进料浓度对鸡粪连续中温厌氧消化的影响

杨祎楠; 强虹; 裴梦富; 王瑾

doi:10.12030/j.cjee.201902117

进料浓度对鸡粪连续中温厌氧消化的影响

1.
西北农林科技大学资源环境学院，杨凌 712100
2.
西北农林科技大学机械与电子工程学院，杨凌 712100

作者简介: 杨祎楠(1994—)，女，硕士研究生。研究方向：固体废物资源化处理。E-mail：704102511@qq.com

通讯作者: 强虹(1973—)，女，博士，副教授。研究方向：固体废物资源化处理。E-mail：qiangh2003@hotmail.com;

基金项目:
陕西省重点研发计划资助项目(2018NY-004)
中图分类号: X713

Effect of feeding concentration on continuous mesophilic anaerobic digestion of chicken manure

1.
College of Resource and Environment, Northwest A&F University, Yangling 712100, China
2.
College of Machinery and Electron Engineering, Northwest A&F University, Yangling 712100, China

Corresponding author: QIANG Hong, qiangh2003@hotmail.com ;

摘要: 针对高固体鸡粪厌氧消化运行困难问题，利用完全混合式厌氧反应器(CSTR)，通过逐级提高进料总固体浓度(TS)的方法，研究不同进料TS((5.20±0.56)%、(7.24±0.36)%、(9.30±0.26)%和(6.22±0.26)%)的鸡粪连续中温厌氧消化效果。实验结果表明，进料TS由(5.20±0.56)%提高为(9.30±0.26)%，挥发性固体(VS)产气率由(0.64±0.05) L·g⁻¹下降为0.07 L·g⁻¹，有机物去除率明显减少，挥发性脂肪酸(VFAs)由(0.53±0.02) g·L⁻¹累积至(1.62±0.02) g·L⁻¹，总氨氮浓度(TAN)和游离氨浓度(FA)分别由(1.06±0.11) g·L⁻¹和(0.07±0.02) g·L^-1累积至3.40 g·L⁻¹和0.68 g·L⁻¹，消化过程受到氨抑制。采用Boltzmann模型对不同氨氮浓度下VS产甲烷率和VS去除率进行模拟，拟合结果表明，TAN升高所引发的FA持续累积导致高固体鸡粪厌氧消化氨抑制逐步形成，与VS产甲烷率相比，VS去除率对氨氮的抑制响应具有滞后性。降低进料TS至(6.22±0.26)%，氨抑制得到有效缓解，但反应器处于“抑制稳定状态”。因此，为保证反应器长期高效平稳运行，建议鸡粪连续中温厌氧消化的进料浓度不超过7.24%。研究为高固体鸡粪厌氧消化的工程化应用提供参考。
- 鸡粪 /
- 厌氧消化 /
- 进料浓度 /
- 氨抑制
Abstract: Difficult operation is a main problem for anaerobic digestion of high solid chicken manure. In this study, continuous mesophilic anaerobic digestion of chicken manure was carried out in a 6 L continuous stirring tank reactor (CSTR). The anaerobic digestion performance of this CSTR at different feeding concentrations ((5.20±0.56)%, (7.24±0.36)%, (9.30±0.26)% and (6.22±0.26)% based on total solid (TS)) was studied through the stepwise increase of feeding concentration. The obtained results indicated that anaerobic digestion suffered from ammonia inhibition when feeding concentration increased from (5.20±0.56)% to (9.30±0.26)%, the gas production of volatile solid (VS) dropped from (0.64±0.05) L·g⁻¹ to 0.07 L·g⁻¹ and the organic matter removal rate decreased significantly. Additionally, the volatile fatty acids (VFAs) accumulated from (0.53±0.02) g·L⁻¹ to (1.62±0.02) g·L⁻¹, the total ammonia nitrogen concentration (TAN) and free ammonia concentration (FA) accumulated from (1.06±0.11) g·L⁻¹ and (0.07±0.02) g·L⁻¹ to 3.40 g·L⁻¹ and 0.68 g·L⁻¹, respectively. The methane production and VS removal rate at different ammonia concentrations were simulated by Boltzmann model. The fitted results indicated that continuous FA accumulation induced by elevated TAN resulted in the gradual occurrence of ammonia inhibition in anaerobic digestion of high solid chicken manure. In comparison with methane production, the response of VS removal rate to ammonia inhibition had a lag period. However, ammonia inhibition was effectively alleviated when feeding concentration was adjusted to (6.22±0.26)%, and the reactor presented " inhibited steady state”. Therefore, to ensure efficient and stable operation of continuous reactor, it is suggested that feeding concentration of chicken manure continuous anaerobic digestion is not higher than 7.24%. This study provides a reference for the engineering application of anaerobic digestion of high solid chicken manure.
- chicken manure /
- anaerobic digestion /
- feeding concentration /
- ammonia inhibition

进入环境中的重金属具有高毒性、持久性、不可生物降解性和生物累积性等的特点，不仅会威胁生态系统的安全，而且还可以通过食物链危及人群的身体健康^[1-4]。底泥是重金属的重要载体。随着全球城镇化和工业化进程的加快，大量的重金属排入湖泊、水库和河流等地表水体，最终汇集到底泥中，造成水体底泥的重金属污染^[1-4]。当外界环境条件合适时，底泥中累积的重金属会释放出来进入上覆水体中，成为水体重金属污染的内源，对水体造成二次污染^[3-4]。目前，水体底泥的重金属污染已成为世界范围内的一个重要环境问题^[5-6]。因此，控制水体污染底泥中重金属的释放刻不容缓。

水体底泥重金属释放控制技术可分为两大类：异位和原位控制技术^[5-7]。原位覆盖/改良技术，即将修复材料覆盖到底泥-水界面上方或直接添加进底泥中，被认为是一种极具应用前景的水体底泥重金属释放控制技术^[5-7]。该技术具有运行简单、修复成本低、修复速度快和环境友好等的优点^[5-7]。选择合适的修复材料，对于利用原位覆盖/改良技术控制底泥中重金属释放而言是非常重要的。目前，许多重金属污染底泥的修复材料已引起了人们的关注，包括磷灰石^[8]、生物炭^[9]、碳纳米管^[10]、零价铁^[10]、沸石^[11]和铁氧化物^[12]等。

铜（Cu）和铅（Pb）是两种底泥中广泛存在的重金属。沸石是一种含水的碱或碱土金属铝硅酸盐矿物，不仅来源广泛、价格低廉，而且对水中Cu²⁺和Pb²⁺等重金属阳离子的吸附性能较好^[13-14]。Xiong等研究发现，2 cm厚天然沸石覆盖层对底泥中Pb释放的抑制率可达85.7%^[11]。方解石是一种分布很广的碳酸钙矿物。研究发现，方解石对水中Cu²⁺和Pb²⁺等重金属阳离子的去除性能较好^[15-17]。另外，最近的研究发现，采用铁盐对方解石进行改性所获得的铁改性方解石（铁方解石）是一种非常有应用前景的用于控制水体底泥磷释放的活性覆盖材料^[18]。考虑到铁氧化物对水中Cu²⁺和Pb²⁺等重金属阳离子具有较好的吸附能力^[19-20]，因此天然沸石和铁方解石的联合覆盖预计也可用于水体底泥中Cu和Pb等重金属释放的控制。但是，目前对天然沸石和铁方解石联合覆盖控制水体底泥Cu和Pb释放效果及机制的了解尚不十分清楚。

为此，本研究分析了天然沸石和铁方解石对水中Cu²⁺和Pb²⁺的吸附特性，考察了天然沸石和铁方解石联合覆盖对上覆水中Cu和Pb浓度动态变化的影响，辨析了联合覆盖对上覆水-底泥垂向剖面上有效态Cu和Pb分布特征的影响，观察了联合覆盖对底泥-水界面Cu和Pb扩散通量的影响，分析了被联合覆盖层所吸附Cu和Pb的赋存形态，探讨了天然沸石和铁方解石联合覆盖对底泥中Cu和Pb释放的控制机制，以期为联合利用天然沸石和铁方解石作为覆盖材料控制水体底泥中重金属释放提供科技支撑。

1. 材料与方法（Materials and methods）

1.1 材料

底泥取自上海市浦东新区上海海洋大学校园景观水体，自然风干并过100 目筛。氯化铁、硝酸铅、硝酸铜、硝酸、乙酸、盐酸羟胺、过氧化氢、乙酸、乙酸铵、氢氧化钠和盐酸等化学药剂均购自国药集团化学试剂有限公司，均为分析纯。天然沸石（NZ）来自浙江省缙云县某矿山。方解石（CA）来自浙江省长兴县某矿山。Chelex DGT（薄膜扩散梯度）装置由南京智感环境科技有限公司提供。实验所用的水为去离子水。分别采用Cu(NO₃)₂·3H₂O和Pb(NO₃)₂配制硝酸铜和硝酸铅的储备液，再通过稀释的方式获得硝酸铜和硝酸铅的使用液。使用液中铜和铅的浓度均以元素铜和铅计。

1.2 实验方法

1.2.1 铁方解石的合成

铁方解石（FeCA）的制备步骤为：称取20 g 过200 目筛的方解石粉末放入到500 mL 锥形瓶中，然后再向该锥形瓶中加入5 g FeCl₃·6H₂O，随后再向该锥形瓶中加入100 mL 去离子水并摇匀；接着，将该锥形瓶放置到磁力搅拌器上，再用1 mol·L⁻¹氢氧化钠溶液以稳定的速度滴入到锥形瓶中，将悬浮液的pH值调节至10，然后继续搅拌反应1 h；随后采用离心分离的方式获得固体材料，再采用去离子水清洗材料5遍；再将所获得的固体材料放入到105℃的烘箱中进行烘干，烘干后将材料研磨收集即得到FeCA，并用自封袋密封备用。

1.2.2 重金属污染底泥的制备

称取2 kg的风干底泥置于容器中；分别称取4.53 g Cu(NO₃)₂·3H₂O（等同于向底泥中添加600 mg·kg⁻¹的Cu）和3.20 g Pb(NO₃)₂（等同于向底泥中添加1000 mg·kg⁻¹的Pb）置于同一个烧杯中，再加入500 mL去离子水，配成含硝酸铜和硝酸铅的混合溶液；然后将该混合溶液倒入到含有风干底泥的容器中并加以搅拌，接着分2次加入 500 mL去离子水；再手动搅拌40 min，然后静置过夜，制备得到重金属污染底泥。

1.2.3 铜吸附实验

通过批量吸附实验研究溶液初始浓度对NZ和FeCA去除水中Cu²⁺的影响。实验步骤为：将25 mg NZ或FeCA加入到50 mL玻璃瓶中，再加入25 mL硝酸铜溶液，溶液的初始pH值设置为6，再将锥形瓶放置于水浴振荡器中恒温振荡24 h，温度设为25 ℃，转数为250 r·min⁻¹；反应结束后离心分离获得上清液，再用原子火焰法测定上清液中铜的浓度。对于NZ吸附铜离子实验，初始浓度分别为5、10、15、20、25、30 mg·L⁻¹。对于FeCA吸附水中铜离子实验，初始浓度分别为5、10、15、20、25、30、35、40、50 mg·L⁻¹。

通过批量吸附实验考察吸附剂投加量对NZ吸附水中Cu²⁺的影响。实验步骤为：分别称取质量为15、20、25、30、40、50、60 mg的NZ置于一系列的100 mL锥形瓶中，再加入pH值为6、浓度为10 mg·L⁻¹的硝酸铜溶液50 mL，再置于水浴振荡器中振荡反应24 h；反应时间结束后，通过离心分离的方式获取上清液；然后采用原子火焰法测定上清液中残留的铜浓度。对于吸附剂投加量对FeCA去除水中铜离子的影响实验，吸附剂质量分别为15、20、25、30、40、50、60 mg，初始浓度为20 mg·L⁻¹，实验步骤同上。

1.2.4 铅吸附实验

通过批量吸附实验考察初始浓度对NZ和FeCA吸附水中Pb²⁺的影响。对于NZ的吸附实验，溶液体积为25 mL，吸附剂投加量为25 mg，溶液pH值为6，初始Pb浓度分别为75、100、125、150、200 mg·L⁻¹，反应时间为24 h。对于FeCA的吸附实验，溶液体积为100 mL，吸附剂投加量为10 mg，溶液初始pH值为6，初始Pb浓度分别为10、20、40、60、80、100、150、200 mg·L⁻¹，反应时间为24 h。

通过批量吸附实验考察吸附剂投加量对NZ和FeCA吸附水中Pb²⁺的影响。对于NZ的吸附实验，溶液体积为50 mL，初始Pb浓度为10 mg·L⁻¹，初始pH值为6，吸附剂投加量分别为15、20、25、30、40、50、60 mg，反应时间为24 h。对于FeCA的吸附实验，溶液体积为50 mL，初始Pb浓度为20 mg·L⁻¹，初始pH值为6，吸附剂投加量分别为15、20、25、30、40、50、60 mg，反应时间为24 h。

NZ和FeCA对水中Cu(II)和Pb(II)的单位吸附量（Q_e，mg·g⁻¹）和去除率（RE，%）分别采用公式（1）和（2）进行计算。

${Q_{\text{e}}} = \frac{{({C_0} - {C_{\text{e}}}) \times V}}{M}$

$(1)$

${\text{RE}} = \frac{{{C_0} - {C_{\text{e}}}}}{{{C_0}}} \times 100\%$

$(2)$

式中，C₀和C_e分别代表初始时刻和平衡时刻水中Cu(Ⅱ)或Pb(Ⅱ)的浓度（mg·L⁻¹）；V代表Cu(Ⅱ)或Pb(Ⅱ)溶液的体积（L）；M代表NZ或FeCA的投加量（g）。

1.2.5 底泥培养实验

称取634 g 湿的重金属污染底泥置于1.3 L玻璃瓶中，并对玻璃瓶中底泥进行以下处理：① 底泥不进行任何处理（对照组）；② 将20 g NZ覆盖于底泥-水界面上方，并铺设均匀（沸石覆盖组）；③ 将20 g FeCA均匀铺设到底泥-水界面上方（铁方解石覆盖组）；④ 先将20 g NZ覆盖到底泥-水界面上方，再将20 g FeCA均匀铺设到沸石覆盖层上方（联合覆盖组）。配制含10 mmol·L⁻¹ NaCl、1 mmol·L⁻¹ NaHCO₃和1 mmol·L⁻¹ CaCl₂的溶液，并将其pH值调节至7.5，然后采用亚硫酸钠氧化法去除溶液中的溶解氧（DO），使 DO浓度低于 0.5 mg·L⁻¹。将配制好的溶液加入到玻璃瓶中，直至上覆水位到达玻璃瓶的瓶口，然后塞上橡胶塞，并用白凡士林涂抹封口，营造底泥处于缺氧状态的环境。每间隔一段时间采用便携式溶氧仪测定上覆水中DO 浓度，并采用原子吸收法测定上覆水中Cu和Pb的浓度。培养339 d之后，插入Chelex DGT测定上覆水和底泥中DGT有效态Cu和Pb的浓度。

DGT膜中积累的Cu或Pb的质量（m，mg）根据公式（3）进行计算^[21]。

$m = \frac{{{C_{\text{l}}} \times ({V_{{\text{gel}}}} + {V_{{\text{acid}}}})}}{{{f_{\text{e}}}}}$

$(3)$

式中，C_l为HNO₃提取液中Cu或Pb的浓度（mg·L⁻¹）；V_gel是DGT凝胶的体积（L）；V_acid为HNO₃提取液的体积（L）；f_e为Cu或Pb的提取率。

DGT有效态Cu或Pb浓度（C_DGT，mg·L⁻¹）根据公式（4）进行计算^[21]。

${C_{{\text{DGT}}}} = \frac{{m \times \Delta g}}{{{D_{\text{d}}} \times A \times T}}$

$(4)$

式中，∆g为扩散层和滤膜的厚度（cm）；D_d为Cu或Pb的扩散系数（cm²·s⁻¹）；A为DGT膜暴露面积（cm²）；T为DGT放置时间（d）。

底泥-水界面Cu或Pb的表面扩散速率[J，µg·(m²·d)⁻¹]采用以下公式进行计算^[22]：

$J = - {D_{\text{w}}}{\left(\frac{{\partial {C_{{\text{DGT}}}}}}{{\partial {x_{\text{w}}}}}\right)_{(x = 0)}} - \phi {D_{\text{s}}}{\left(\frac{{\partial {C_{{\text{DGT}}}}}}{{\partial {x_{\text{s}}}}}\right)_{(x = 0)}}$

$(5)$

式中，D_w为Cu或Pb在水中的扩散系数（cm²·s⁻¹）；D_s为Cu或Pb在底泥中的扩散系数（cm²·s⁻¹）； ${\left(\dfrac{{\partial {C_{{\text{DGT}}}}}}{{\partial {x_{\text{w}}}}}\right)_{(x = 0)}}$ 和 ${\left(\dfrac{{\partial {C_{{\text{DGT}}}}}}{{\partial {x_{\text{s}}}}}\right)_{(x = 0)}}$ 分别为Cu或Pb在水相和底泥相中的浓度梯度[µg·(L·mm)⁻¹]。D_s可根据以下公式进行计算^[22]：

${D_{\text{s}}} = {\phi ^2}{D_{\text{W}}}$

$(6)$

底泥培养实验结束之后，收集覆盖材料，并采用改进的BCR连续提取法^[4]对覆盖材料中Cu和Pb的赋存形态进行分析。该方法将重金属的形态定义为可交换态（F1）、可还原态（F2）、可氧化态（F3）和残渣态（F4）4种形态。取0.5 g覆盖材料置于50 mL离心管中，然后分别采用不同的提取剂对覆盖材料中各形态Cu和Pb进行分级提取，再采用原子吸收法测定提取液中各形态Cu和Pb的含量。另外，本研究也采用改进的BCR连续提取法^[4]对底泥中Cu和Pb的赋存形态进行分析。

2. 结果与讨论（Results and discussion）

2.1 NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附特性

图1是吸附剂投加量对NZ和FeCA去除水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的影响。从图1可见，吸附剂投加量由0.3 g·L⁻¹逐渐增加到1.2 g·L⁻¹时，NZ对水中Cu(Ⅱ)的去除率由25.2%增加到67.0%，而NZ对水中Cu(Ⅱ)的单位吸附量则由8.39 mg·g⁻¹逐渐下降到5.58 mg·g⁻¹。当吸附剂投加量由0.3 g·L⁻¹逐渐增加到1.2 g·L⁻¹时，FeCA对水中Cu(Ⅱ)的去除率逐渐从43.0%增加到97.2%，这与吸附剂投加量影响NZ对水中Cu(Ⅱ)去除率的规律类似。与NZ略微不同的是，随着吸附剂投加量由0.3 g·L⁻¹逐渐增加到1.2 g·L⁻¹时，FeCA对水中Cu(Ⅱ)吸附量先略微增加（当吸附剂投加量从0.3 g·L⁻¹增加到0.4 g·L⁻¹时，吸附量从28.7 mg·g⁻¹增加到31.5 mg·g⁻¹）而后持续下降（当吸附剂投加量从0.4 g·L⁻¹增加到1.2 g·L⁻¹时，吸附量从31.5 mg·g⁻¹下降到16.2 mg·g⁻¹）。NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)去除率随着吸附剂投加量增加而增加的原因主要是：吸附剂投加量越大，提供的吸附剂活性点位越多，更有利于水中的Cu²⁺被吸附剂所吸附去除^[23]。NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)单位吸附量随着吸附剂投加量增加而降低的原因主要是：吸附剂投加量的增加导致了吸附剂表面上活性位点的聚集以及吸附质扩散路径长度的增加^[23]。从图1中还可见，当吸附剂投加量由0.3 g·L⁻¹增加到1.2 g·L⁻¹时，NZ和FeCA对水中Pb(Ⅱ)的去除率基本保持不变，分别位于98.6%—99.7%和99.7%—99.9%。此外，当吸附剂投加量由0.3 g·L⁻¹增加到1.2 g·L⁻¹时，NZ和FeCA对水中Pb(Ⅱ)的单位吸附量则会逐渐下降，分别由33.0 mg·g⁻¹下降到8.30 mg·g⁻¹和由66.6 mg·g⁻¹下降到16.6 mg·g⁻¹。由以上分析可见，NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)均具有较强的吸附去除能力。

图 1 吸附剂投加量对天然沸石和铁方解石吸附水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的影响

Figure 1. Effect of adsorbent dosage on Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) adsorption onto natural zeolite and iron-modified calcite

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图2为NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附等温线。由图2可见，NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)的单位吸附量随着吸附平衡浓度的增加而增加，直至达到吸附饱和或者接近饱和。随着水中Pb(Ⅱ)平衡浓度的逐渐增加，NZ和FeCA对Pb(Ⅱ)的单位吸附量逐渐增加直至达到吸附饱和或者接近饱和。进一步采用Langmuir [式（7）]^[24]和Freundlich [式（8）]^[24]等温吸附模型对图2中的实验数据进行拟合分析，所获得模型参数值列于表1。根据模型参数值计算得到的Langmuir和Freundlich等温线也列于图2。

图 2 天然沸石和铁方解石对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附等温线

Figure 2. Adsorption isotherms of Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) on natural zeolite and iron-modified calcite

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表 1 天然沸石和铁方解石吸附水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温线模型参数拟合结果

Table 1. Fitting results of isotherm models for Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) uptake by natural zeolite and iron-modified calcite

等温吸附模型Isotherm model	参数Parameter	天然沸石Natural zeolite		铁方解石Iron-modified calcite
等温吸附模型Isotherm model	参数Parameter	Cu(Ⅱ)	Pb(Ⅱ)	Cu(Ⅱ)	Pb(Ⅱ)
Langmuir	Q_MAX/(mg·g⁻¹)	7.98	75.4	27.2	1150
	K_L/(L·mg⁻¹)	4.29	0.252	17.4	9.29
	R²	0.685	0.515	0.983	0.722
Freundlich	K_F	5.40	43.8	20.3	685
	1/n	0.153	0.114	0.132	0.119
	R²	0.968	0.741	0.770	0.454

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${\rm{Langmuir}}： {Q_{\text{e}}} = \frac{{{Q_{{\text{MAX}}}}{K_{\text{L}}}{C_{\text{e}}}}}{{1 + {K_{\text{L}}}{C_{\text{e}}}}}$

$(7)$

${\rm{Freundlich}}： {Q_{\text{e}}} = {K_{\text{F}}}C_{\text{e}}^{1/n}$

$(8)$

式中，Q_e代表吸附剂对水中吸附质的吸附量（mg·g⁻¹）；C_e代表水中残留的吸附质浓度；Q_Max代表吸附剂对水中吸附质的最大单分子层吸附量（mg·g⁻¹）；K_L代表Langmuir常数（L·mg⁻¹）；K_F和1/n均代表Freundlich常数。

从表1中可见，与Langmuir模型相比，NZ对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附行为更适合采用Freundlich模型加以描述。与之相反的是，FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附行为则更适合采用Langmuir模型加以描述，说明FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附属于单分子层吸附。根据Langmuir等温吸附模型，NZ对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单分子层吸附量分别为7.98 mg·g⁻¹和75.4 mg·g⁻¹，接近根据实验确定的最大吸附量（Cu：8.69 mg·g⁻¹；Pb：75.7 mg·g⁻¹）。FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单分子层吸附量分别为27.2 mg·g⁻¹和1150 mg·g⁻¹，接近根据实验确定的最大吸附量（Cu：28.4 mg·g⁻¹；Pb：1099 mg·g⁻¹）。这说明，采用Langmuir等温吸附模型预测NZ和FeCA对水中Pb和Cu的最大吸附量是可靠的。很显然，FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单分子层吸附量高于NZ。这进一步说明了FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附能力强于NZ。

表2为国内外先前文献报道的沸石、碳酸盐基材料和铁氧化物对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单位吸附量。从表2中可见，本研究所用的天然沸石对水中Cu(Ⅱ)的最大吸附量（7.98 mg·g⁻¹）小于先前文献报道的天然沸石（26.24 mg·g⁻¹），也小于先前文献报道的人工合成沸石（57.803—202.76 mg·g⁻¹）。另外，本研究所用的天然沸石对水中Pb(Ⅱ)的最大吸附量（75.4 mg·g⁻¹）介于先前文献报道的天然沸石的最大吸附量（14.2—89.096 mg·g⁻¹）之间，但小于先前文献报道的人工合成沸石最大吸附量（109.890—441.336 mg·g⁻¹）。虽然天然沸石对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大吸附量小于人工合成沸石，但是前者的成本通常是小于后者的。因此，从性价比的角度看，应用天然沸石作为覆盖材料控制底泥中Cu和Pb的释放预计是更有希望的。虽然铁方解石对水中Cu(Ⅱ)的最大吸附量小于先前文献报道的碳酸盐基材料（大理石），也小于人工合成的沸石，但是铁方解石对水中Pb(Ⅱ)的最大吸附量明显大于先前文献报道的天然沸石、人工合成沸石和碳酸盐基材料（碳酸盐基尾矿渣和球霰石型碳酸钙）。所以，从吸附容量的角度看，利用铁方解石作为覆盖材料控制底泥中Pb的释放是很有希望的。

表 2 国内外沸石、碳酸盐基材料和铁氧化物对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大吸附量

Table 2. The maximum Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) uptake capacities for zeolite, carbonate-based material and iron oxide reported in previous literatures

序号Number	吸附剂名称Adsorbent name	Cu(Ⅱ)最大吸附量/(mg·g⁻¹)Copper maximum adsorption capacity	Pb(Ⅱ)最大吸附量/(mg·g⁻¹)Lead maximum adsorption capacity	确定方法Determination method	参考文献Reference
1	天然沸石	—	14.2	Langmuir模型	[13]
2	天然沸石	26.24（0.410 mmol·g⁻¹）	89.096（0.430 mmol·g⁻¹）	Langmuir-Freundlich模型	[14]
3	FAU型沸石	57.803	109.890	Langmuir模型	[25]
4	NaA型沸石	202.76	—	Langmuir模型	[26]
5	NaY型沸石	—	431.60	Langmuir模型	[27]
6	钙霞石型沸石	133.18 (2.081 mmol·g⁻¹)	441.336 (2.130 mmol·g⁻¹)	Langmuir模型	[28]
7	碳酸盐基尾矿渣	—	832	实验	[29]
8	大理石	222.84	—	Langmuir模型	[30]
9	球霰石型碳酸钙	—	499.86	实验	[31]
10	NZ	7.98	75.4	Langmuir模型	本研究
11	FeCA	27.2	1150	Langmuir模型	本研究

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先前研究^[23,32-33]已对沸石吸附水中Cu²⁺和Pb²⁺等重金属阳离子的机制开展了研究，结果发现，阳离子交换和静电吸引是沸石吸附水中Cu²⁺和Pb²⁺等重金属阳离子的重要作用机制。因此，笔者推测，本研究所用NZ吸附水中Cu²⁺和Pb²⁺的主要机制涉及阳离子交换和静电吸引。Tang等研究发现，方解石溶解和含铜沉淀物形成是方解石去除水中Cu²⁺的重要机制^[34]。Song等研究发现，方解石去除水中Cu²⁺的机制主要为表面吸附和化学沉淀作用^[35]。内层配合物形成是铁氧化物吸附水中Cu²⁺和Pb²⁺的重要机制^[36]。所以，笔者推测，铁方解石去除水中Cu²⁺和Pb²⁺的主要机制涉及表面吸附和化学沉淀。

2.2 NZ和FeCA联合覆盖对上覆水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)浓度的影响

本研究所用底泥中可交换态、可还原态、可氧化态和残渣态Cu的含量分别为43.5、10.2、381 mg·kg⁻¹和196 mg·kg⁻¹，可交换态、可还原态、可氧化态和残渣态Pb的含量分别为209、326、86.9、592 mg·kg⁻¹。在采用BCR法提取的4种形态重金属中，可交换态重金属被认为是最容易释放和最具生物有效性的^[4]。可还原态重金属主要是指与铁锰氧化物/氢氧化物所结合的重金属，在缺氧条件下容易被释放出来^[4]。本研究所用底泥中F1+F2态Cu和Pb含量分别为53.7 mg·kg⁻¹和535 mg·kg⁻¹。这说明本研究所用底泥中Cu和Pb存在释放的风险。底泥培养期间对照组、NZ覆盖组、FeCA覆盖组和联合覆盖组上覆水中DO浓度的最大值分别为0.65、0.17、0.79、0.25 mg·L⁻¹。这说明，底泥培养期间各反应器中上覆水均处于缺氧状态。图3为对照组、NZ覆盖组、FeCA覆盖组和联合覆盖组上覆水中Cu浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Cu的去除率。从中可见，对照组上覆水中Cu浓度位于0.223—0.447 mg·L⁻¹。这说明缺氧条件下底泥中Cu会释放出来进入上覆水中。NZ覆盖组上覆水中Cu浓度为0.105—0.236 mg·L⁻¹，低于对照组。计算得到的NZ覆盖对上覆水中Cu的削减率为37%—66%。这表明，天然沸石覆盖可以有效降低底泥中Cu向上覆水体中的释放。通常，底泥中物质向上覆水体释放的过程包括两个基本过程：（1）底泥中物质先释放进入间隙水中；（2）间隙水中溶解态物质通过分子扩散机制穿过底泥-水界面向上覆水迁移^[37-38]。天然沸石对水中Cu²⁺具有较好的吸附能力（图1和图2）。底泥间隙水中Cu²⁺穿越底泥-水界面时可被天然沸石覆盖层所吸附，进而导致底泥-水界面Cu扩散通量的下降，从而导致上覆水中Cu浓度的下降。从图3中还可见，FeCA覆盖组上覆水中Cu的浓度为0.044—0.066 mg·L⁻¹，低于对照组。计算得到的FeCA覆盖对上覆水中Cu的削减率为80％—86%。这说明，铁方解石覆盖可有效降低底泥中Cu向上覆水体中的释放风险。铁方解石对水中Cu具有较好的吸附能力（图1和图2）。铁方解石覆盖层可通过吸附作用拦截底泥间隙水中Cu向上覆水体的扩散，从而降低上覆水中Cu的浓度。铁方解石覆盖对上覆水中Cu的削减率高于天然沸石。这说明铁方解石覆盖控制底泥中Cu释放的效果优于天然沸石。联合覆盖组上覆水中Cu的浓度明显低于对照组，天然沸石和铁方解石联合覆盖对上覆水中Cu的削减率为81%—89%。由此可见，天然沸石和铁方解石联合覆盖同样可以有效控制底泥中Cu向上覆水体中的释放。这主要归功于联合覆盖层中天然沸石和铁方解石对底泥中Cu释放的拦截作用。另外，NZ/FeCA联合覆盖对底泥中Cu向上覆水体中释放的效率要高于单独的NZ覆盖。

图 3 各实验组上覆水中Cu浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Cu的去除率

Figure 3. Change in Cu concentration of overlying water in control, natural zeolite (NZ) capping, iron-modified calcite (FeCA) capping, and NZ/FeCA combined capping columns and the reduction efficiencies of overlying water Cu by the NZ capping, FeCA capping and NZ/FeCA combined capping

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图4为各实验组上覆水中Pb浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Pb的去除率。

图 4 各实验组上覆水中Pb浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Pb的去除率

Figure 4. Change in Pb concentration of overlying water in control, natural zeolite (NZ) capping, iron-modified calcite (FeCA) capping, and NZ/FeCA combined capping columns and the reduction efficiencies of overlying water Pb by the NZ capping, FeCA capping and NZ/FeCA combined capping

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从图4中还可见，对照组上覆水中Pb的浓度为0.220—0.303 mg·L⁻¹，说明底泥中Pb可被释放出来进入上覆水中。与对照组相比，NZ覆盖组和FeCA覆盖组上覆水中Pb的浓度更低。NZ覆盖和FeCA覆盖对上覆水中Pb的削减率分别为45.5%—75.0%和63.6%—81.3%。显然，前者对上覆水中Pb的削减率低于后者。这说明NZ覆盖和FeCA覆盖均可有效控制底泥中Pb向上覆水体中的释放，且后者控制底泥中Pb向上覆水体中释放的效果优于前者。NZ对水中Pb²⁺具有一定的吸附能力，而FeCA对水中Pb²⁺的吸附能力强（图1和2）。NZ覆盖和FeCA覆盖之所以能有效控制底泥中Pb释放的主要原因之一是：NZ或FeCA覆盖层会吸附底泥间隙水中溶解态Pb，从而阻止了底泥间隙水中溶解态Pb向上覆水体中的扩散。从图4还可见，NZ和FeCA联合覆盖层同样可以有效地阻止底泥中Pb向上覆水体中的释放，导致上覆水中Pb的浓度明显低于对照组。NZ/FeCA联合覆盖层对上覆水中Pb²⁺的削减率为68.2%—87.5%。这主要归功于联合覆盖层中NZ和FeCA对底泥中Pb释放的拦截作用。另外，NZ/FeCA联合覆盖控制底泥中Pb向上覆水体中释放的效率要高于单独的NZ覆盖。

2.3 NZ和FeCA联合覆盖对上覆水-底泥垂向剖面上有效态Cu和Pb分布特征的影响

图5是对照组和联合覆盖组上覆水-底泥垂向剖面上DGT有效态Cu和Pb的分布特征。从中可见，对照组中底泥-水界面附近DGT有效态Cu和Pb浓度呈现显著的梯度变化。当深度从20 mm下降到0 mm时（正值表示底泥-水界面上方），上覆水中DGT有效态Cu和Pb浓度分别从1.20 µg·L⁻¹增加到2.72 µg·L⁻¹和从1.55 µg·L⁻¹增加到3.48 µg·L⁻¹。当深度从0 mm下降到-40 mm（负号表示底泥-水界面下方）时，底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度分别由2.72 µg·L⁻¹急剧增加到12.7 µg·L⁻¹和由3.48 µg·L⁻¹急剧增加到18.6 µg·L⁻¹。这证实了本研究所用底泥中Cu和Pb会逐渐从下层底泥向上层底泥迁移，而后穿越底泥-水界面再向上覆水体中释放。对于联合覆盖组而言，不同深度处上覆水中DGT有效态Cu和Pb的浓度水平差异很小，但是不同深度处底泥中DGT有效态Cu和Pb的浓度仍存在的差异。当深度从−30 mm下降到−40 mm时，底泥中DGT有效态Cu浓度会由1.49 µg·L⁻¹增加到4.31 µg·L⁻¹。当深度从0 mm下降到−40 mm时，底泥中DGT有效态Pb浓度会从0.219 µg·L⁻¹增加到8.95 µg·L⁻¹。这说明，NZ和FeCA联合覆盖作用下底泥中Cu和Pb仍存在向间隙水和上覆水中释放的风险。

图 5 对照组和联合覆盖组上覆水-底泥垂向剖面上有效态Cu和Pb的分布特征

Figure 5. Distribution of DGT-labile Cu and Pb in overlying water/sediment profile in control and natural zeolite/iron-modified calcite combined capping columns

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从图5中还可以看出，联合覆盖组上覆水中DGT有效态Cu和Pb浓度明显低于对照组。计算确定的联合覆盖对上覆水中DGT有效态Cu和Pb的削减率分别为54.3%—78.5%和84.1%—93.7%。这说明NZ和FeCA联合覆盖可有效降低底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的风险。

与对照组相比，联合覆盖组底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度明显低。产生这种现象的原因推测是：利用DGT对底泥中有效态金属的测量结果不仅体现了间隙水中溶解态金属的浓度，而且体现了底泥中弱吸附态金属向液相的补给能力^[39]；在联合覆盖作用下，NZ和FeCA会吸附间隙水中溶解态Cu和Pb，可导致间隙水中溶解态Cu和Pb浓度的降低；当间隙水中溶解态Cu和Pb浓度下降后，底泥表面弱吸附态Cu和Pb会释放出来，以弥补间隙水中损失的溶解性Cu和Pb；NZ和FeCA对间隙水中Cu和Pb的吸附速率预计会大于底泥向间隙水的补充速率，从而导致联合覆盖作用下底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度明显低于无覆盖条件下的浓度。计算确定的联合覆盖对底泥中有效态Cu和Pb的削减率分别为69.3%—81.2%和51.9%—91.7%。这说明，NZ和FeCA联合覆盖可以有效降低底泥中Cu和Pb向间隙水中释放的风险。

间隙水和上覆水之间溶解态物质浓度差大小是影响间隙水中溶解性物质向上覆水中扩散的重要因素。联合覆盖作用下底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度的下降，导致了底泥中Cu和Pb向间隙水中释放风险的降低，进而可降低底泥间隙水中Cu和Pb的浓度，从而可降低间隙水和上覆水之间Cu和Pb的浓度差，最终导致了联合覆盖组上覆水中Cu和Pb浓度明显低于对照组。由此可见，NZ和FeCA联合覆盖层对底泥中DGT有效态Cu和Pb的削减作用，对于其控制底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放而言是至关重要的。

根据公式（5）和（6），利用图5中的实验数据，计算得到对照组底泥-水界面Cu和Pb的扩散速率分别为11.3 µg·(m²·d)⁻¹和35.9 µg·(m²·d)⁻¹，而联合覆盖组底泥-水界面Cu和Pb的扩散速率分别为1.17 µg·(m²·d)⁻¹和2.92 µg·(m²·d)⁻¹。这说明，无覆盖条件下底泥中Cu和Pb可通过分子扩散机制穿越底泥-水界面进入上覆水中，并且联合覆盖条件下底泥中的Cu和Pb也可通过分子扩散机制穿越底泥-水界面进入上覆水中，分子扩散是无覆盖和联合覆盖作用下底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的重要机制。进一步计算确定，天然沸石和铁方解石联合覆盖对底泥-水界面Cu和Pb扩散速率的削减率分别为89.7%和91.9%。这说明，天然沸石和铁方解石的联合覆盖可有效降低底泥-水界面Cu和Pb的扩散速率。因此，天然沸石和铁方解石的联合覆盖对底泥-水界面Cu和Pb扩散速率的削减，是其控制底泥中Cu和Pb释放进入上覆水体中的重要作用机制。

2.4 被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附Cu和Pb的形态分布特征

分析覆盖层中重金属的形态分布特征，进而评估被覆盖层所吸附重金属的稳定性，对于利用活性覆盖技术控制底泥中重金属释放是很重要的。这是因为，如果被覆盖层所吸附的重金属会重新释放的话，那么活性覆盖技术控制底泥中重金属释放的长效性将很难得到保证。因此，分析NZ和FeCA联合覆盖层中Cu和Pb的形态分布特征，进而评估被该联合覆盖层所吸附Cu和Pb的稳定性，是非常必要的。从图6可见，联合覆盖层中各形态Cu含量从大到小依次为：可氧化态Cu（381 mg·kg⁻¹）>残渣态Cu（196 mg·kg⁻¹）>可交换态Cu（43.5 mg·kg⁻¹）>可还原态Cu（10.2 mg·kg⁻¹）。进一步计算确定，联合覆盖层中可氧化态、残渣态、可交换态和可还原态Cu占总可提取态Cu的比例分别为60.4%、31.1%、6.89%和1.62%。从图6中还可以看出，联合覆盖层中各形态Pb含量从大到小依次为残渣态Pb（592 mg·kg⁻¹）>可还原态Pb（326 mg·kg⁻¹）>可交换态Pb（209 mg·kg⁻¹）>可氧化态Pb（86.9 mg·kg⁻¹）。进一步计算确定，联合覆盖层中残渣态、可还原态、可交换态和可氧化态Pb占总可提取Pb的比例分别为48.8%、26.9%、17.2%和7.16%。培养实验结束之后，联合覆盖层中含一定数量的Cu和Pb，这证实了NZ和FeCA对底泥间隙水中溶解性Cu和Pb的吸附作用是联合覆盖层控制底泥中Cu和Pb释放的重要机制。

图 6 被联合覆盖层所吸附Cu和Pb的形态分布特征

Figure 6. Fractionation of Cu and Pb in natural zeolite and iron-modified calcite combined capping layer after its application

L1：可交换态exchangeable form；L2：可还原态reducible form；L3：可氧化态oxidable form；L4：残渣态residual form

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固体材料中重金属的生物可利用性和迁移能力与其赋存形态是密切相关的^[40-42]。F1态金属对外界环境变化非常敏感，在偏酸性和中性条件下通常很容易释放出来^[40-42]。F2态金属被认为在水体氧化还原电位降低或缺氧条件下较容易被释放出来^[40-42]。F3态金属稳定性较高^[42]。在强氧化条件下，F3态金属存在重新释放的可能性^[42-43]。F4态金属通常情况下很难被释放出来^[42]。联合覆盖层中F1和F2态Cu之和占总可提取态Cu的比例仅为8.51%。这说明被NZ和FeCA所吸附的Cu大部分（91.49%）以较为稳定或非常稳定的形态存在，重新释放的可能性很低。联合覆盖层中F1和F2态Pb之和占总可提取态Pb的比例为44.1%，而F3和F4态Pb之和占总可提取态Pb的比例为55.9%。由此可见，被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附的Pb中超过半数以较为稳定或非常稳定的形态存在，被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附的Pb总体上释放风险较低。需要指出的，F1+F2态Pb占总可提取态Pb的比例仍达到了44.1%。这说明，NZ和FeCA联合覆盖层吸附底泥中Pb饱和后，对其进行回收处理仍然是很有必要的。

3. 结论（Conclusion）

（1）与Langmuir模型相比，NZ对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附数据更适合采用Freundlich模型加以描述；与Freundlich模型相比，Langmuir模型更适合用于描述FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附数据；根据Langmuir模型预测得到的NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)的最大单分子层吸附量分别为7.98 mg·g⁻¹和27.2 mg·g⁻¹，NZ和FeCA对水中Pb(Ⅱ)的最大分子层吸附量分别为75.4 mg·g⁻¹和1150 mg·g⁻¹。

（2）NZ单独覆盖、FeCA单独覆盖和NZ/FeCA联合覆盖均可以有效地降低底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的风险，并且NZ和FeCA的联合覆盖控制底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的效率要高于NZ的单独覆盖。

（3）NZ和FeCA联合覆盖不仅可有效地降低上覆水-底泥垂向剖面上DGT有效态Cu和Pb的浓度，而且可降低底泥-水界面Cu和Pb的扩散通量。

（4）被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附的Cu的存在形式为可氧化态（60.4%）>残渣态（31.1%）>可交换态（6.89%）>可还原态（1.62%），而Pb的存在形式则为残渣态（48.8%）>可还原态（26.9%）>可交换态（17.2%）>可氧化态（7.16%）。

（5）NZ和FeCA联合覆盖对底泥中DGT有效态Cu和Pb以及底泥-水界面Cu和Pb扩散通量的削减，是其控制底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的关键。

图 1 连续实验装置示意图

Figure 1. Schematic diagram of continuous experimental device

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图 2 不同进料TS条件下厌氧消化效果

Figure 2. Performance of anaerobic digestion at different feeding concentrations

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图 3 COD物料平衡

Figure 3. Mass balance based on COD

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图 4 不同TAN和FA下鸡粪中温厌氧消化VS产甲烷率和VS去除率曲线拟合

Figure 4. Fitted curves of methane production and VS removal rate during mesophilic anaerobic digestion of chicken manure at different TAN and FA

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表 1 接种泥和各阶段基质特性

Table 1. Characteristics of seed sludge and substrate of each phase

接种泥及阶段	运行时间/d	TS/%	VS/%	pH	TCOD/(g·L⁻¹)	SCOD/(g·L⁻¹)	TAN/(g·L⁻¹)	OLR/(g·(L·d)⁻¹)
接种泥	0	1.18±0.05	0.74±0.05	7.15±1.20	3.25±0.14	1.00±0.16	0.24±0.04	—
阶段1	1~34	5.20±0.56	4.00±0.24	7.30±0.46	45.7±0.46	1.48±0.40	1.26±0.04	1.32±0.11
阶段2	35~55	7.24±0.36	5.51±0.56	7.54±0.26	68.2±0.37	1.27±0.07	1.24±0.03	1.81±0.07
阶段3	56~75	9.30±0.26	7.26±0.31	7.61±0.43	90.8±0.26	1.29±0.07	1.58±0.04	2.45±0.05
阶段4	76~100	6.22±0.26	4.78±0.32	7.40±0.13	54.1±0.26	1.40±0.04	1.20±0.07	1.57±0.03
注：TCOD为总化学需氧量；SCOD为溶解性化学需氧量；TAN为总氨氮浓度；OLR为有机负荷(以VS计)。

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表 2 不同进料TS条件下厌氧消化效果参数的变化

Table 2. Variation of performance parameters of anaerobic digestion at different feeding concentrations

阶段	容积产气率/(L·(L·d)⁻¹)	VS产气率/(L·g⁻¹)	CH₄/%	CO₂/%	TS/%	TS去除率/%	VS去除率/%	TCOD去除率/%
1	0.75±0.18b	0.64±0.05a	62.4±2.6a	33.0±2.2b	2.11±0.24c	59.4±2.1a	66.7±4.1a	73.2±3.6a
2	0.96±0.21a	0.54±0.03b	58.9±1.4b	39.6±3.4a	2.91±0.24b	60.9±1.7a	63.1±4.5ab	71.0±2.4a
3	1.03~0.18	0.34~0.07	58.2~47.1	35.1~45.7	3.85~7.04	58.1~23.4	64.3~39.2	69.2~42.3
4	0.51±0.10c	0.33±0.07c	53.0±1.7c	37.4±2.2a	3.23±0.21a	48.4±2.8b	60.1±2.5b	63.5±2.9b
注：数据后不同小写字母表示不同阶段之间差异显著(P<0.05)。

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表 3 不同进料TS条件下厌氧消化稳定性参数的变化

Table 3. Variation of stability parameters of anaerobic digestion at different feeding concentrations

阶段	pH	碱度(以CaCO₃计)/(g·L⁻¹)	VFAs/(g·L⁻¹)	VFAs/碱度	TAN/(g·L⁻¹)	FA/(g·L⁻¹)
1	7.67±0.19c	6.68±0.06b	0.53±0.02c	0.06±0.01a	1.06±0.11c	0.07±0.02b
2	7.89±0.41b	11.9±0.32a	0.65±0.04b	0.06±0.02a	1.51±0.03b	0.15±0.02a
3	8.17±0.04a	13.0~15.2	1.62±0.02a	0.07~0.13	1.63~3.40	0.23~0.68
4	7.80±0.17b	8.05±0.89b	0.75±0.04b	0.08±0.02a	1.88±0.16a	0.17±0.05a
注：数据后不同小写字母表示不同阶段之间差异显著(P<0.05)。

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表 4 模型拟合动力学参数和抑制阈值

Table 4. Kinetic parameters of model fitting and inhibition thresholds

抑制因子	指标	动力学参数				抑制阈值
抑制因子	指标	A₁	A₂	x₀	dX	IC₁₀/(g·L⁻¹)	IC₅₀/(g·L⁻¹)	IC₈₀/(g·L⁻¹)
TAN	VS产甲烷率	0.37±0.02	0.07±0.01	1.70±0.04	0.15±0.05	1.48	1.84	2.35
TAN	VS去除率	69.2±3.11	38.7±5.06	2.22±0.19	0.35±0.16	2.04	2.60	3.87
FA	VS产甲烷率	0.39±0.03	0.07±0.01	0.21±0.02	0.06±0.02	0.10	0.24	0.41
FA	VS去除率	73.8±9.50	37.3±8.67	0.33±0.08	0.14±0.11	0.28	0.49	0.76

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图( 4) 表( 4)

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1. 材料与方法（Materials and methods）
1.1 材料
1.2 实验方法
2. 结果与讨论（Results and discussion）
2.1 NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附特性
2.2 NZ和FeCA联合覆盖对上覆水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)浓度的影响
2.3 NZ和FeCA联合覆盖对上覆水-底泥垂向剖面上有效态Cu和Pb分布特征的影响
2.4 被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附Cu和Pb的形态分布特征
3. 结论（Conclusion）

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随着我国肉鸡、蛋鸡集约化养殖的发展，鸡粪产量不断增加。据不完全统计，2015年，鸡粪(包括尿液)排放量高达3.93×10⁹ t^[1]。大量未经处理的鸡粪直接排放，对水体、土壤、大气等环境造成严重污染^[2]。鸡粪富含有机质，具有较高的能源转化潜力^[3]，仅2015年，鸡粪产沼潜力高达2.75×10¹¹ m³，折算为标准状况下的天然气体积，可达1.72×10¹¹ m^3[4]。因此，厌氧消化是降低鸡粪污染、实现其资源化利用的有效处理方法^[5]，特别是高固体(总固体浓度(TS)>6%^[6])鸡粪厌氧消化因较高的产能效率以及较少的二次污染物产生量而具有广泛的工程应用前景。

在典型畜禽粪便中，鸡粪的蛋白质组分最高，为牛粪、猪粪的2倍^[7]，在厌氧消化的水解阶段，易被转化为氨氮(包括 ${\rm{NH}}_4^{+}$ 和游离氨NH₃)^[8]。氨氮浓度超过临界值后，对厌氧菌的正常生理代谢产生不利影响，导致消化效率低下，出现氨抑制现象^[9]。而高固体鸡粪厌氧消化面临着更大的氨抑制风险，使得消化过程中进料浓度的提升存在一定困难。据报道，鸡粪厌氧消化的进料TS负荷阈值为5%~6%^[10-11]，提高负荷不仅伴随着氨氮浓度的上升，还会限制系统传质能力而加剧氨抑制^[12]，影响发酵性能和体系稳定性。DALKILIC等^[13]采用两相完全混合式厌氧反应器(continuous stirred tank reactor, CSTR)进行鸡粪半连续发酵实验，结果表明，当进料TS由3.7%增至8.25%，氨氮和挥发性脂肪酸(volatile fatty acids，VFAs)分别累积至3.5 g·L⁻¹和6.0 g·L⁻¹时，挥发性固体(volatile solid，VS)产气率逐步减少。NIU等^[14]利用CSTR研究TS为10%的鸡粪高温厌氧消化，发现反应器连续运行45 d后，其稳定性随氨氮的上升而明显降低。乔玮等^[15]采用批次实验，对不同进料TS条件下鸡粪连续中温消化的污泥进行活性测试，发现当鸡粪TS为10%时，氨氮的大量累积导致微生物利用乙酸的产甲烷能力下降了59%。

目前，研究^[16-18]普遍认为，采用逐步提升消化体系氨氮水平的方式驯化微生物，是强化厌氧菌耐氨能力，维持反应器稳定运行的有效途径。但以逐级提高进料浓度为基础而实现的高固体鸡粪连续厌氧消化性能仍须深入探讨。为此，本研究通过逐级提高进料TS的方法，利用CSTR研究不同进料浓度下鸡粪中温厌氧消化的长期运行效果，探究不同氨氮浓度对消化产气性能和有机物降解性能的影响，揭示高固体鸡粪消化过程中氨抑制的形成规律，为大力发展以高固体鸡粪为原料的沼气工程提供参考。

3. 结论

1)进料TS为(5.20±0.56)%(阶段1)和(7.24±0.36)%(阶段2)，鸡粪中温厌氧消化VS产气率稳定在0.54~0.64 L·g⁻¹，VFAs稳定在0.53~0.65 g·L⁻¹，反应器运行良好。进料TS提高为(9.30±0.26)%(阶段3)，VS产气率迅速下降至0.07 L·g⁻¹，有机物(以COD计)的甲烷转化率降低为19.4%，VFAs和氨氮出现双重累积，分别高达(1.62±0.02) g·L⁻¹和3.40 g·L⁻¹，消化过程受到氨抑制。

2)逐级提高进料浓度造成消化系统TAN上升，继而引发FA的持续累积，VS产甲烷率和VS去除率不断下降，导致高固体鸡粪厌氧消化氨抑制逐步形成。与甲烷产率相比，VS去除率对TAN和FA的抑制响应具有滞后性。

3)进料TS浓度降低为(6.22±0.26)%(阶段4)，氨抑制得到有效缓解，但反应器处于“抑制稳定状态”。

4)为保证反应器长期高效平稳运行，建议鸡粪连续中温厌氧消化的进料浓度不超过7.24%。

参考文献 (37)

进料浓度对鸡粪连续中温厌氧消化的影响

作者简介: 杨祎楠(1994—)，女，硕士研究生。研究方向：固体废物资源化处理。E-mail：704102511@qq.com

通讯作者: 强虹(1973—)，女，博士，副教授。研究方向：固体废物资源化处理。E-mail：qiangh2003@hotmail.com;

Effect of feeding concentration on continuous mesophilic anaerobic digestion of chicken manure

Corresponding author: QIANG Hong, qiangh2003@hotmail.com ;

1. 材料与方法（Materials and methods）

1.1 材料

1.2 实验方法

1.2.1 铁方解石的合成

1.2.2 重金属污染底泥的制备

1.2.3 铜吸附实验

1.2.4 铅吸附实验

1.2.5 底泥培养实验

2. 结果与讨论（Results and discussion）

2.1 NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附特性

2.2 NZ和FeCA联合覆盖对上覆水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)浓度的影响

2.3 NZ和FeCA联合覆盖对上覆水-底泥垂向剖面上有效态Cu和Pb分布特征的影响

2.4 被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附Cu和Pb的形态分布特征

3. 结论（Conclusion）

计量

出版历程

进料浓度对鸡粪连续中温厌氧消化的影响

通讯作者: 强虹(1973—)，女，博士，副教授。研究方向：固体废物资源化处理。E-mail：qiangh2003@hotmail.com;

作者简介: 杨祎楠(1994—)，女，硕士研究生。研究方向：固体废物资源化处理。E-mail：704102511@qq.com 1. 西北农林科技大学资源环境学院，杨凌 712100 2. 西北农林科技大学机械与电子工程学院，杨凌 712100

English Abstract

Effect of feeding concentration on continuous mesophilic anaerobic digestion of chicken manure

Corresponding author: QIANG Hong, qiangh2003@hotmail.com ;

全文HTML

1.1. 接种泥和基质

1.2. 实验装置和操作条件

1.3. 指标测定方法

1.4. 数据分析方法

2.1. 不同进料TS条件下鸡粪厌氧消化效果

2.2. 鸡粪中温厌氧消化各运行阶段COD物料平衡

2.3. 氨氮对厌氧消化VS产甲烷率和VS去除率的影响

目录

全文HTML

1.1. 接种泥和基质

1.2. 实验装置和操作条件

1.3. 指标测定方法

1.4. 数据分析方法

2.1. 不同进料TS条件下鸡粪厌氧消化效果

2.2. 鸡粪中温厌氧消化各运行阶段COD物料平衡

2.3. 氨氮对厌氧消化VS产甲烷率和VS去除率的影响

作者简介: 杨祎楠(1994—)，女，硕士研究生。研究方向：固体废物资源化处理。E-mail：704102511@qq.com
1. 西北农林科技大学资源环境学院，杨凌 712100

2. 西北农林科技大学机械与电子工程学院，杨凌 712100