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厌氧消化因其可将有机质转化为甲烷，已成为餐厨[1]、污泥[2]等有机废弃物以及高浓度有机废水处理[3]的主流技术。与中温 (35 ℃) 条件相比，高温 (55 ℃) 反应具有速率快、甲烷产率高以及病原体灭活效果好等优势[4]。然而在厌氧消化过程中，水解产酸速率大于产甲烷速率，高温条件会进一步加剧水解产酸与产甲烷过程的不平衡，造成挥发性脂肪酸 (volatile fatty acids，VFAs) 的过量积累，从而导致体系pH下降以及微生物代谢体系失衡，限制了高温厌氧消化系统的高效稳定运行。
研究表明，乙酸和丙酸是有机废弃物发酵过程最易积累的VFAs，其在酸化体系的总VFAs中的占比分别可达70%以上[5]。相较乙酸而言，虽然丙酸占比较低，但其生物毒性导致其在厌氧消化过程中降解较为困难。AMANI等[6]的研究发现，在高温条件下使用间歇式厌氧反应器处理剩余污泥，反应初始丙酸就在体系内积累，并且在第50 d反应结束时仍有40%~60%未被降解。高温条件下，89%的甲烷都被证实来自于乙酸的互营氧化途径[7]，即在乙酸氧化菌和氢营养型产甲烷菌共同作用下以H2为电子载体的产甲烷过程，也被称为种间氢转移 (interspecies hydrogen transfer，IHT) 过程。研究表明IHT一般要在氢分压低于10−5 atm的条件下才能自发进行[8]，然而过低的氢气浓度则不利于产甲烷菌维持其代谢活性，因此体系氢分压需要保持在一个合适的范围内。丙酸的甲烷化需要经历乙酸化与产甲烷即“两阶段”的互营氧化过程，其在热力学上可能更易受氢分压影响。因此，如何强化乙酸、丙酸的互营产甲烷过程是实现高温高负荷下厌氧消化系统稳定运行的关键。
近年来，随着直接种间电子转移 (direct interspecies electron transfer，DIET) 现象在厌氧消化系统中共同培养G. metallireducens和G. sulfurreducens时被发现[9]，许多研究表明向厌氧消化系统中投加石墨[10]、磁铁矿[8]和生物炭[11]等导电材料强化更高效的DIET过程能够实现VFAs的快速降解。其中，生物炭可由有机废弃物制得，具有成本低廉、绿色环保等优势。在LI等[12]投加生物炭到苯酚降解产甲烷批次实验的研究中，生物炭可通过自身导电性和表面的氧化还原官能团触发DIET并强化互营氧化菌之间的电子传递，从而促进苯酚降解产甲烷并加快最大产甲烷速率。在LI等[13]针对餐厨垃圾与活性污泥共消化的研究中，生物炭可在高温厌氧消化系统中富集与DIET相关的菌属Methanosaeta和Methanosarcina。虽然现阶段的研究通常将生物炭对互营产甲烷的促进作用归因于DIET的作用，但生物炭能否通过改善热力学条件而强化IHT过程仍有待深入研究。当前，通过建立微生物生长动力学模型[14]，以及过程热力学分析能够解析添加导电材料时的作用机制和能量代谢[15-16]。基于此，利用两阶段的微生物生长动力学及过程热力学解析，探明生物炭对反应过程热力学条件的改善以及微生物生长的影响对于解析生物炭的强化机制具有重要意义。
本研究拟通过生物炭介导下不同负荷乙酸与丙酸的高温互营产甲烷批次实验，并结合Gompertz方程与Monond方程分析，研究生物炭对于降解产甲烷以及微生物生长动力学影响。此外，还通过亨利定律计算反应过程的自由能，明晰生物炭促进IHT过程的热力学强化作用。结合生物炭性质探讨其增促互营产甲烷的作用机制，并为生物炭在厌氧消化中进一步的实际应用提供参考。
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本研究制备生物炭所用的原材料木屑来自西安市某木材加工厂。将木屑在玻璃方舟内压实后放入管式气氛炉内保持无氧500 ℃下热解2 h，制得木屑生物炭。清洗表面灰分，烘干后筛选直径为0.25~1 mm颗粒，密封保存备用。
生物炭的理化性质与电化学性质见表1。生物炭产率依据原始木屑与最终所得生物炭样品的质量百分比计算；生物炭中固定碳、挥发性炭以及灰分的质量分数根据国家标准《木炭和木炭实验方法》 (GB/T 17664-1999) [17]测定；将生物炭配置为5%的炭水混合液，在室温下以100 r·min−1震荡24 h，使用便携式pH计 (pH-11B，日本Horiba公司) 测定混合液pH；比表面积由比表面积测试仪 (V-Sorb X800，北京金埃谱科技有限公司) 测定；元素组成由同位素质谱仪 (IsoPrime100，德国Elementar公司) 测定；将生物炭烘干研磨成粉末压片后采用傅里叶变换红外光谱分析仪 (Nicolet iS50，美国ThermoFisher公司) 测定官能团；对生物炭喷金处理后利用扫描电子显微镜 (quanta F50，美国FEI公司) 对生物炭表面形貌进行观察；用粉末电阻测定仪 (ST2722，苏州晶格电子有限公司) 使用四探针法测定生物炭导电性；电子交换容量通过电化学工作站 (CHI660E，上海辰华仪器有限公司) 进行测试。
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本实验的接种污泥取自以餐厨垃圾为基质驯化的实验室稳定运行的CSTR反应器。实验前将接种泥取出，使用配制的营养液洗涤后加入500 mg·L−1葡萄糖为基质厌氧条件下放入55 ℃摇床中驯化14 d。装瓶前测定接种泥基本性质见表2，餐厨与营养液的组成成分参考了文献[18]。
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为了探究高温条件下生物炭对乙酸和丙酸互营产甲烷过程的动力学影响，研究分别以1 000、3 000、5 000、8 000和10 000 mg·L−1 (以COD计) 的乙酸、丙酸为基质。首先在120 mL血清瓶内分别加入50 mL接种泥以及0.5、1.5、2.5、4和5 mL浓度为200 g·L−1的基质储备液，使体系内基质与接种污泥的比例 (F/M) 分别为0.25、0.75、1.25、2和2.5，加水补充有效容积至100 mL，用橡胶塞和铝盖将血清瓶密封压实后，通入氮气2 min使瓶中维持厌氧。之后放入55 ℃恒温水浴摇床中，达到设定温度后使用玻璃注射器排出瓶内热胀冷缩产生的气体压力。实验组中生物炭投加量为10 g·L−1[18]，各组均设置平行对照组。加碳组记为BC组，控制组即不加碳组记为CT组。每天测定气量、气组进行产甲烷情况分析，直至产气量小于累计产气量的1%时结束反应。
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在上述实验过程中，根据累计产气量情况在反应过程中间隔时间取样测定VFAs以及INT-ETS活性等指标。根据所测得的气体组分分压以及VFAs质量浓度等计算8 000 mg·L−1反应过程内各点热力学自由能值，用于分析生物炭对产甲烷过程热力学的影响。
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用5、20和50 mL玻璃注射器测量产气体积。CH4、CO2、N2和H2采用气相色谱法 (GC-PE680，美国peClarus公司) ，填充色谱柱固定相 (Porapak Q) 进样口温度为130 ℃，柱温箱温度为140 ℃，TCD温度为160 ℃，载气为氩气，流速4 mL·min−1；气体产量采用气体流量计；VFAs采用气相色谱 (GC-2014，日本Shimadzu公司) ，色谱柱为DB-FFAP，FID检测器温度为230 ℃，进样口温度为200 ℃，程序升温至100 ℃保持2 min，以10 ℃·min−1的速率上升到120 ℃并保持2 min，再以5 ℃·min−1的速率上升到200 ℃并保持2 min。总固体 (TS) 、挥发性固体 (VS) 采用重量法测定。碱度采用滴定法测定。混合液pH使用便携式pH计 (pH-11B，日本Horiba公司) 测定。体系内INT-ETS活性变化用氧化还原法[19]进行测定。
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使用Gompertz方程对产甲烷结果进行拟合，得到产甲烷过程的动力学参数。Gompertz方程如式(1)[20]所示。
式中：P为某阶段t时刻产甲烷潜能，mL；P0为最大产甲烷潜能，mL；Rmax为最大产甲烷速率，mL·d−1；e=2.718281828；t0为延滞期，d；t为反应时间，d。
厌氧消化过程假设底物消耗为100%，微生物生长根据式(2) [14]进行计算。
式中：fe是微生物细胞合成电子的占比；fs是微生物细胞合成能量的占比， (fe+fs=1) ；CnHaOb代指反应碳源底物；NH3为反应氮源底物；C5H7O2N代指微生物生长所增加的细胞物质。
利用微生物生长与产甲烷的化学计量关系，可以计算出微生物的特定生长速率，如式(3) [14]所示。
式中：μ是特定的微生物生长速率；
dVCH4 /dt为产甲烷速率，mg·d−1；X表示反应前后生物质质量浓度差，mg·L−1。对上式进行非线性回归数据拟合，通过Monod方程进一步得到生长动力学参数，常用于描述微生物的生长，表示了底物浓度和微生物比生长速率之间的关系，如式(4) [14]所示。
式中：μm为最大比生长速率，d−1；Ks为底物半饱和常数，mg·L−1；S是底物质量浓度，mg·L−1。
根据单一反应的微生物生长计算模型[21-22]，带入微生物生长速率公式和Monod方程中可以得到VFAs降解乙酸化与甲烷化过程微生物生长动力学参数，如式(5)~式(10)所示。
式中：fa为VFA用于生成乙酸的部分占比；fs1为VFA用于细胞生长的部分占比；C5H7O2N代指微生物生长所增加的细胞物质；NH3为反应氮源底物。
式中：dX1/dt为乙酸化微生物生长速率，d−1；dAcetate/dt为乙酸降解速率，mg·L−1·d−1；X1表示乙酸化反应前后生物质质量浓度差，mg·L−1。
式中：VFA为反应过程相应VFAs质量浓度，mg·L−1；μm1为拟合得到产乙酸过程微生物的最大增殖速率，d−1；Ks1为拟合得到产乙酸过程微生物的半饱和系数，mg·L−1。
式中：fCH4为乙酸用于生成甲烷的部分占比；fs2为乙酸用于细胞生长的部分占比；C5H7O2N代指微生物生长所增加的细胞物质；NH3为反应氮源底物。
式中：dX2/dt为产甲烷微生物生长速率，d−1；dCH4/dt为产甲烷速率，mL·d−1；X2表示产甲烷反应前后生物质质量浓度差，mg·L−1。
式中：Acetate为反应过程相应乙酸质量浓度，mg·L−1；μm2为拟合得到产甲烷过程微生物的最大增殖速率，d−1；Ks2为拟合得到产甲烷过程微生物的半饱和系数，mg·L−1。
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本研究所涉及的反应方程与标准反应条件下吉布斯自由能见表3[23]，对于式(11)所示的反应，实际反应吉布斯自由能的计算方法如式(12) [24]所示。
式中：ΔG是实际的吉布斯自由能；ΔGθ是在298 K和1 atm下的标准吉布斯自由能；R是普适气体常数，8.314 J·mol−1·K−1；T为实际温度，K；A、B、C、D为水相中各个物质浓度，mol·L−1；a、b、c、d为相应物质的化学计量数。
H+浓度由pH测得计算，反应中HCO3−浓度由碱度测得计算，如式(13) [25]所示。
式中：BA为碳酸盐碱度，g·L−1。
气体在液体体系内的溶解浓度由亨利定律计算，如式(14) [26]所示。
式中：c为某一物质在水相中的浓度，mol·L−1；H为亨利溶解度，mol·L−1·atm−1；p为该组分在气相中的分压，Pa。
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1) 不同质量浓度下乙酸和丙酸的产甲烷特性。图1(a)和图1(b)所示为乙酸和丙酸在高温情况下BC组和CT组不同质量浓度梯度实验的甲烷产率，可以看出，随着底物质量浓度梯度的增加，反应周期随之增加，甲烷产率随之下降，这可能是由于负荷升高从而影响微生物活性导致的[27]。添加生物炭明显促进了乙酸和丙酸降解产甲烷反应，但是对于丙酸的促进效果更显著，这是由于生物炭显著加快了丙酸反应进程导致的。此外，生物炭有利于互营氧化反应增效。丙酸代谢需完全依靠互营氧化过程，对乙酸而言虽然高温下以乙酸氧化 (syntrophic acetate oxidation，SAO) 为主，但乙酸裂解 (acetoclastic methanogenesis，AM) 过程仍然存在，这可能是丙酸增效更为明显的原因。采用Gompertz方程对累计产甲烷量拟合得到反应过程动力学参数见图1(c)和图1(d)，可知：与CT组相比，BC组的最大产甲烷速率大大提升，1 000~10 000 mg·L−1的乙酸和丙酸的产甲烷速率分别提高了10.7%~62.8%和7.7%~36.4%，3 000 mg·L−1的乙酸最大产甲烷速率可达CT组的1.6倍。同时添加生物炭可以有效地使丙酸反应BC组t0缩短0.3~20 d，有利于产甲烷反应的快速进行。生物炭的添加明显促进了乙酸和丙酸互营产甲烷反应，而生物炭对于乙酸与丙酸产甲烷过程促进的差异可能是由于在高温下反应链延长所导致的[20]，特别是在需要“两阶段”步骤才能产甲烷的丙酸反应中。
2) 乙酸和丙酸的降解特性。图2为生物炭促进效果明显且无质量浓度抑制的8 000 mg·L−1降解反应过程乙酸和丙酸质量浓度变化和降解速率。图2(a)所示在同一反应时间下，BC组乙酸质量浓度仅为CT组的51.0%~96.5%。对快速降解阶段质量浓度梯度接近于直线的部分进行线性拟合可知，CT组最大降解速率为1 581.2 mg·L−1·d−1，而BC组可达1 714.2 mg·L−1·d−1，生物炭使得乙酸降解速率提高了8.4%。图2(b)所示由于丙酸难降解而导致反应周期大大延长，CT组完全结束反应需59 d，而BC组仅需要42 d，说明生物炭加速了丙酸降解反应进程。图2(c)显示，CT组丙酸最大降解反应速率为1 237.2 mg·L−1·d−1，BC组为1 283.5 mg·L−1·d−1，生物炭使得丙酸降解速率提高了3.7%。
综上，生物炭对乙酸互营产甲烷效率的提升可归因于对乙酸降解的促进，而对丙酸互营产甲烷过程而言则是由于促进了丙酸的乙酸化过程，但更大程度地应归因于其促进了丙酸的甲烷化过程。丙酸降解过程中没有乙酸积累，所以乙酸化过程则是丙酸互营产甲烷的限速步骤。
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表4为产乙酸菌和产甲烷菌的最大比生长速率μm和半饱和系数Ks以及加碳组与控制组的差∆。对乙酸反应而言，生物炭促进了产甲烷过程的微生物生长与对体系的适应。与CT组相比，BC组μm2增加了48.1%，意味着生物炭提高了乙酸产甲烷过程微生物的增殖速率从而强化反应进行；Ks2减少了65.8%，说明生物炭使得体系内微生物更快的适应环境，即乙酸更快被利用而加快反应进程。生物炭对于乙酸互营产甲烷过程的微生物生长有明显的强化作用。与产甲烷速率结果相似，丙酸μm2小于乙酸μm2，且仅为乙酸μm2的29.6%，这说明丙酸抑制了原本较快的产甲烷微生物生长；丙酸Ks2远远大于乙酸Ks2，与产甲烷t0趋势相对应。生物炭使丙酸BC组μm2相比于CT组提升了113.8%，适当缓解了丙酸对产甲烷菌生长的抑制；同时BC组Ks2与CT组相比降低了43.9%，说明生物炭有利于微生物对不利的丙酸体系的适应。对乙酸化过程而言，生物炭的加入有利于乙酸化微生物的生长与乙酸化过程微生物的适应，BC组丙酸μm1和Ks1相比于CT组分别提高了17.6%和降低了63.8%。
生物炭对微生物的生长有不同程度的促进作用，可能与生物炭自身丰富的孔隙结构 (如图3(a)所示) 有关[28]。一方面，可以有利于微生物的附着；另一方面，也可以在一定程度上避免微生物在不利的环境条件下 (比如高丙酸浓度) 与体系混合液直接接触。此外，燃烧所残留的灰分导致了生物炭的pH一般呈碱性，约为8.2~13.0。多个研究结果表明碱性生物炭有利于微生物在其表面富集[29-30]，因此这可能是生物炭促进微生物生长的原因。
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1) 乙酸互营产甲烷。选取生物炭促进程度大产甲烷速率快且无明显抑制的8 000 mg·L−1质量浓度进行自由能计算。图4(b)为乙酸反应过程自由能变化。实验初始加入固定质量浓度的乙酸，由于还未开始反应，H2和CH4体积分数低至1%~2%，虽然乙酸氧化反应标准吉布斯自由能为正 (+104.6 KJ·mol−1) ，但在实际环境条件以及微生物作用下使得反应实际自由能小于0[24]，可自发进行。随着微生物对环境体系的适应，SAO反应开始发生，乙酸进一步生成H2、CO2，氢分压逐渐升高至118.5 Pa。与氢分压相关的SAO和氢营养型产甲烷 (hydrogenotrophic methanogens，HM) 反应自由能在各自氢分压升高时都有相应的上升或下降，后又由于氢分压的降低有所恢复。同时乙酸裂解反应由于乙酸被不断降解反应自由能由初始的-74.9 KJ·mol−1上升至-60.1 KJ·mol−1。
生物炭的添加使氢分压相比于CT组降低了40.6%，有利于降低高氢分压下限制电子传递的热力学壁垒。生物炭分别最大降低了2.8%和6.3%的SAO与HM反应自由能，这可能归因于生物炭对于高氢分压抑制的缓解，推动了IHT过程的进行与DIET过程共同作用来加速互营氧化产甲烷[31]。动力学的促进使得在同一反应程度下乙酸的质量浓度更低，从而SAO和AM反应自由能总体趋势升高，特别是与不断增加的CH4组分有关的AM反应。
2) 丙酸互营产甲烷。从反应方程看，丙酸氧化 (methyl-malonyl-CoA，MMC) 反应相比于乙酸反应受氢分压影响较小，开始降解时氢分压升高没有对反应自由能造成明显影响，但之后自由能还是随氢分压波动呈先上升后降低的趋势。随后产生的乙酸开始进行丙酸反应第二阶段的产甲烷过程，如图2(b)所示与乙酸反应不同的是，丙酸氧化产生的乙酸大部分都被利用产甲烷，体系内的乙酸质量浓度保持在一个相对较低的水平，这有利于热力学不利的丙酸降解 (ΔG−0) 能自发进行，但会使得丙酸互营氧化的SAO反应自由能相比于乙酸要略高。
图4(c)可知生物炭降低了丙酸降解过程19.4%的氢分压，缓解了高氢分压抑制的电子传递，通过强化IHT过程进一步促进反应发生，使同一反应程度下MMC反应自由能相比CT组最大降低了3.8%，同时氢分压的降低也使得丙酸的SAO反应自由能降低了2.1%。反应自由能与体系内反应物质量浓度密切相关，生物炭降低了反应过程氢分压，缓解了高氢分压对电子传递的抑制，降低了反应过程自由能，提升了热力学效能，通过强化IHT过程进一步促进反应发生。
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由图5可知，随着质量浓度增加，体系内INT-ETS活性值逐渐增大，乙酸由43.3 μg·mg−1·h−1上升至49.2 μg·mg−1·h−1，丙酸由53.6 μg·mg−1·h−1上升至67.7 μg·mg−1·h−1，这表明高负荷下能使微生物有更强的电子传递能力[32]。BC组INT-ETS活性普遍高于CT组，在3 000 mg·L−1丙酸反应时最高可达CT组的1.3倍，说明添加生物炭可以明显提升体系内微生物电子传递活性，这可能得益于生物炭丰富的官能团所蕴含的较强氧化还原能力。图3(b)为原始生物炭傅立叶红外表征，由图可知生物炭上含有酮类结构 (C=O) 与氢醌，这可能与具有氧化还原活性的电化学结构 (醌类/吩嗪类) 有关，使生物炭具备作为电子传递媒介的潜能[33]。由表1可知，生物炭供给电子能力 (electron donating capacity，EDC) 和接受电子能力 (electron accepting capacity，EAC) 分别为0.35和4.85 μmole−1·g−1，这使得生物炭可有效的作为传递电子的媒介，这有利于改善初始体系内乙酸和丙酸积累导致的电子传递受限，从而增强过程中胞外电子传递 (extracellular electron transfer，EET) 来促进互营氧化反应[34]。生物炭通过DIET作用一方面直接提升了反应的电子转移效率，另一方面使得反应快速正向进行，降低体系内氢分压用于产甲烷，有利于改善体系热力学效能从而推动IHT反应进一步强化互营产甲烷。
总之，生物炭有效地增强体系内产甲烷微生物的生长速率来强化反应进行，从而提升乙酸和丙酸降解产甲烷速率。生物炭还通过降低体系内氢分压来缓解乙酸和丙酸积累对互营反应的抑制作用，打破了IHT过程自由能的限制，提升了热力学效能。同时DIET过程和增强的IHT过程可提升电子传递能力进一步促进互营氧化反应。动力学与热力学的促进均有利于互营产甲烷反应过程，在这种双重促进作用下，乙酸和丙酸被快速稳定的利用降解产甲烷。
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1) 生物炭显著加快了乙酸与丙酸互营产甲烷过程的降解速率和产甲烷速率，特别是需要“两阶段”才能完成的丙酸反应。此外，乙酸化过程是丙酸互营产甲烷的限速步骤。
2) 生物炭可提高乙酸化和甲烷化过程微生物的生长速率，同时可使反应过程微生物更好适应体系环境，这可能归因于生物炭自身丰富的孔隙结构以及其呈碱性的特性。
3) 生物炭自身具有氧化还原特性结构，可作为电子传递的媒介。生物炭通过DIET作用不仅提高了体系内的电子传递效率，还使得反应快速正向进行，降低了体系内氢分压用于产甲烷，有效缓解了高氢分压对于电子传递的抑制，有利于改善体系热力学效能从而推动IHT反应进一步强化互营产甲烷。
4) 在生物炭对互营产甲烷反应过程动力学和热力学的双重促进作用下，乙酸和丙酸能被快速稳定的利用降解产甲烷。
高温条件下生物炭强化丙酸与乙酸产甲烷的动力学及热力学机制
Kinetic and thermodynamic mechanisms of methane production from propionate and acetate enhanced by biochar at high temperature
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摘要: 针对生物炭强化互营产甲烷的动力学及热力学作用机制不明晰的问题，通过乙酸、丙酸的高温降解产甲烷批次实验，结合降解产甲烷动力学、微生物生长动力学和过程热力学分析，探究了生物炭强化乙酸、丙酸互营产甲烷的增效机制。结果表明，与对照组相比，生物炭加快了乙酸、丙酸互营产甲烷过程的降解速率和产甲烷速率，乙酸与丙酸的降解速率分别提高了8.4%和3.7%，产甲烷速率分别提高了31.3%和23.1%。微生物生长分析表明，生物炭可为微生物生长提供适宜的环境，同时也能促进微生物生长，添加生物炭使得丙酸降解过程的产甲烷微生物最大比生长速率提高了113.8%。反应过程热力学分析表明，生物炭降低了乙酸与丙酸互营产甲烷过程40.6%与19.4%的氢分压，从而降低了与氢分压相关反应的自由能，推动了种间氢转移 (interspecies hydrogen transfer，IHT) 反应的进行。此外，生物炭显著提升了体系内的电子传递效率，这可能是由于其自身氧化还原官能团所引发的直接种间电子转移 (direct interspecies electron transfer，DIET) 作用导致的，这不仅可以提高反应的电子转移效率，同时也能改善热力学效能，从而推动IHT反应并进一步强化互营产甲烷。生物炭可以通过促进微生物生长、改善热力学促进IHT以及强化DIET作用，共同提升互营产甲烷过程效能。本研究结果可为生物炭在厌氧消化中进一步的实际应用提供参考。Abstract: In order to address the issue that the kinetic and thermodynamic mechanism of methane production boosted by biochar is unclear, the synergistic mechanism of biochar enhanced methane production by acetate and propionate was investigated using batch tests of methane production by high temperature degradation of acetate and propionate, combined with the analysis of thermodynamic reaction kinetics, microbial growth kinetics, and batch experiments. The results showed that compared with the control group, biochar accelerated the degradation rate and methane production rate of acetate and propionate. The degradation rates of acetate and propionate increased by 8.4% and 3.7%, respectively, while the methane production rates increased by 31.3% and 23.1%, respectively. According to microbial growth studies, biochar might offer an environment that was conducive to microbial growth and microbial growth. The addition of biochar increased the maximum specific growth rate of methanogens using propionate by 113.8%. Thermodynamic analysis of the reaction process revealed that biochar decreased the hydrogen partial pressure of the syntrophic methanogenic reaction of acetate and propionate by 40.6% and 19.4%, thereby reducing the free energy of reactions related to hydrogen partial pressure and promoting the interspecific hydrogen transfer (IHT). In addition, biochar considerably increased the system's electron transfer efficiency. It might be because of the direct interspecific electron transfer (DIET) generated by its own redox functional groups, which might not only increase the reaction’s efficiency in terms of electron transfer but also in terms of thermodynamic efficiency, hence promoting the IHT reaction and enhancing the syntrophic methanogenic process. In conclusion, biochar can promote the IHT process and DIET by increasing microbial growth and thermodynamic improvement, as well as improving the efficiency of the syntrophic methanogenesis process. The results of this study can provide a reference for the further practical application of biochar in anaerobic digestion.
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Key words:
- syntrophic methanogenesis /
- volatile fatty acids /
- thermophilic /
- kinetics /
- gibbs free energy /
- biochar
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塑料自出现以来极大地方便了人们的生活，其需求量和使用量不断增加，因此大量塑料垃圾进入并积累于环境中，在光照、热解、机械磨损以及生物作用下破碎形成粒径更小的塑料颗粒，其中直径小于5 mm的被定义为微塑料（microplastics，MPs）[1-2]. 微塑料作为一种新型污染物，广泛分布于水体、土壤、大气等环境介质中，在太平洋、大西洋、印度洋沿岸和深海地区，土壤及生物体内都能够检测到大量的微塑料[3-4]，对生态环境安全及生物生存造成了严重的威胁[1]. 微塑料具有较大的比表面积，能够吸附大量的环境污染物，因此能够成为重金属、有机污染物等环境污染物质的运输载体，进一步增加其他环境污染物的风险[5]. 近期，重金属与微塑料之间的相互作用已成为环境领域关注的热点. 由于工业开采、金属冶炼、污泥回用等导致大量的重金属镉（Cd）进入土壤，造成严重的镉污染[6]. 据统计，我国Cd污染耕地土壤面积达2×105 km2，约占全国耕地总量的1/6，严重影响农业生产和粮食安全[7]. 重金属Cd具有高稳定性、不易降解、且易在生物体内累积的特点[8-9]，严重威胁着人体健康和环境安全[10]. 同时，农业生产使用的大量农膜被遗留在环境中能够逐渐破碎形成微塑料，与重金属Cd形成复合污染[11]. 已有研究表明微塑料对水体环境中的重金属具有一定的富集作用[12]，如海滩上微塑料表面镉、铬、铜、铁、锰、镍、铅、锌等重金属含量比周边海域中的重金属浓度高[13-14]. 然而，关于微塑料对Cd环境行为影响的研究仍存在不足.
微塑料吸附重金属还能影响其迁移特性与生物毒性，Boucher等[15]研究发现在潮汐带沉积物中，微塑料能够吸附重金属，而生物摄入微塑料后，重金属也随之进入食物链. 研究表明，微塑料吸附的重金属可能会在水体和肠道中被重新释放，从而使其生物毒性增加[16]. 镉与微塑料的复合污染对鲤鱼血浆中的酶活性、生化指标及免疫等具有明显的生物毒性效应，且二者表现出明显的协同作用[17]. 微塑料与重金属联合作用可导致海水青鳉肠道污染负荷增加，特定肠道微生物及肠道功能发生变化，免疫系统抵抗力受到明显抑制[18]. 目前，尚未有统一的方法对重金属与微塑料联合毒性进行测定. 研究发现，发光细菌毒性测定法具有高灵敏度、强相关性、快速、高自动化程度等特点，在重金属、有机物污染环境中的综合毒性分析中已得到广泛的应用[19]. 利用发光菌对取代苯酚和镉的混合物进行生物毒性测定，结果表明二者之间存在微弱的加成作用或近似加成作用的弱协同效应[19].
此外，环境中的微塑料在多种因素作用下逐渐发生老化，导致微塑料表面的氧化结合位点增多，对重金属及其他污染物的吸附能力增强[20]，因此老化微塑料的吸附能力通常高于原始微塑料. 研究自然环境中老化微塑料对其他污染物环境行为的影响具有现实意义. 尽管已有国内外学者对实验室条件下微塑料与其他环境污染物的吸附进行了研究，但对于老化微塑料的研究仍不充分，且尚无一致定论.
微塑料高级氧化过程与自然老化过程中的氧化途径及老化产物具有极高的相似性[21]，可克服自然环境中微塑料的老化速率极低的问题. 因此本研究采用热活化K2S2O8高级氧化法加速微塑料老化以获取不同老化程度的微塑料. 通过室内模拟实验，研究不同老化程度的微塑料对重金属的吸附动力学和吸附等温线的影响，以及在不同pH、微塑料浓度下对重金属的吸附，进一步探讨不同老化程度微塑料吸附行为的差异和作用机理. 采用发光菌毒性测试法对微塑料与重金属的复合污染的生物毒性进行测定，为复合污染的生物毒性评价提供科学依据.
1. 材料与方法 （Materials and methods）
1.1 实验材料
微塑料聚乙烯（PE）、聚丙烯（PP）购于东莞市特塑朗化工原料，平均粒径约100 µm；镉标准溶液（1 mg·mL−1）购于北京北方伟业计量技术研究院；过硫酸钾（K2S2O8）购于天津市风船化学试剂科技有限公司，纯度为99%；明亮发光杆菌T3（Photobacterium phosphoreum T3）由中国科学院南京土壤研究所提供.
1.2 微塑料老化与表征
将微塑料用甲醇超声3次，每次20 min，再以超纯水洗涤3次于40 ℃干燥，密封保存、备用. 采用热活化K2S2O8高级氧化法进行微塑料老化[21]，将1.0 g微塑料（PE、PP）加入到40 mL 100 mmol·L−1新鲜制备的pH 7.0的K2S2O8溶液中，于70 ℃恒温搅拌. 每12 h添加等量K2S2O8溶液，每2 天更换新鲜溶液以避免K2SO4积累. 分别于5、10、20 d取出老化的微塑料样品，清洗后于45 ℃烘干避光保存. 将老化微塑料分别记为PE5、PE10、PE20和PP5、PP10、PP20，初始微塑料分别记为PE0和PP0.
利用傅里叶红外光谱仪（FTIR）在分辨率4 cm−1条件下检测500—4000 cm−1区域老化前后微塑料的表面官能团变化，并利用扫描电镜（SEM）表征微塑料的表面形貌变化.
1.3 镉吸附动力学
将镉标准溶液稀释至10 mg·L−1作为镉贮存液，并于4 ℃避光保存. 随后，进一步稀释成1 mg·L−1的镉吸附液. 在摇瓶中加入100 mL的镉吸附液，再分别加入0.2 g初始微塑料及不同老化程度的PE、PP微塑料，置于恒温摇床（（25±2）°C、180 r·min−1）避光振荡72 h. 每处理重复3次，同时设置不添加微塑料的空白对照. 分别于0.5、1、3、6、12、24、36、48、60 h进行取样，过0.45 µm滤膜并稀释，采用火焰原子吸收分光光度计测定镉含量.
1.4 镉的吸附等温线
将镉贮存液准确地稀释至0.1、0.5、1、3、5、10 mg·L−1作为镉吸附液进行吸附等温线实验. 每100 mL镉吸附液添加0.2 g初始微塑料和老化20 d的微塑料，每处理重复3次，同时设置不添加微塑料的空白对照，于25 ℃，180 r·min−1振荡培养，并于24、48、72 h时取样. 将样品过0.45 µm滤膜并稀释，采用火焰原子吸收分光光度计对镉含量进行测定.
1.5 不同因素对镉吸附的影响
准确将镉贮存液稀释至1 mg·L−1，并用0.01 mol·L−1的NaOH和HNO3调节该溶液的pH，在不同pH（4、5、6、7、8）环境条件下进行微塑料对Cd的吸附，实验方法同1.4节.
将加入的微塑料浓度设为0.1、0.2、0.4、0.6 g·（100 mL） -1 以探究不同微塑料浓度对Cd吸附的影响，其实验方法同1.4节.
1.6 明亮发光杆菌毒性测定
将达到吸附平衡的微塑料于40 ℃干燥，准确称取0.2 g吸附镉的微塑料，并向其中加入100 mL 3% 的NaCl溶液，并超声使微塑料均匀分散，于摇床中恒温振荡24 h过滤后以浸出液作为待测液，用于发光菌毒性测定. 将明亮发光杆菌T3接种于高温灭菌的专用培养基，其中每100 mL水中酵母浸出粉0.5 g，胰蛋白胨0.5 g，NaCl 3 g，Na2HPO4 0.5 g，KH2PO4 0.1 g，甘油0.3 g，pH值6.5，25 ℃避光培养20 h，于10000 r·min−1离心收集菌体并重悬于3% NaCl溶液以获得合适的菌体浓度. 取待测液180 μL于96孔板，随后加入20 µL重悬后的菌液，每样品重复3次. 同时，按照不同的微塑料吸附量，将镉贮存液稀释至与其相当，测定镉的生物毒性；按照0.2 g·100 mL−1测定微塑料的生物毒性，在微孔板上添加200 μL 3% 的NaCl溶液作为空白对照，于25 ℃下静置15 min，在450—490 nm波长下测定明亮发光杆菌的发光强度，并计算不同处理的发光强度抑制率.
1.7 数据处理与分析
数据统计和分析采用 Excel 2010，图表使用 Origin 2018；用 SPSS进行统计分析.
2. 结果与讨论 （Results and discussion）
2.1 老化前后的微塑料特征
由图1可见，初始微塑料 PE、PP表面较光滑，而老化后微塑料表面的粗糙程度增加，并产生裂纹和孔隙，表面形貌更为破碎. 这一现象与以往的研究结果相似，即在老化过程中，微塑料表面的裂纹数目会增多，且裂缝深度会逐步扩展，会呈现碎片化现象[20]. 在老化作用下，微塑料的表面形态会发生变化，其比表面积、孔隙率可能增加，因此可能对其吸附性能造成一定的影响.
图 1 微塑料PE（a）、老化20 d的微塑料PE（b）以及微塑料PP（c）、老化20 d的微塑料PP（d）的SEM图Figure 1. SEM images of initial microplastic PE （a）, PE aged for 20 d （b）, and initial microplastics PP （c）, PP aged for 20 d （d）采用FTIR对老化前后的微塑料PE和PP表面官能进行表征. 由图2可见，老化后微塑料PE和PP在1710 cm−1出现新的红外吸收峰，其特征峰为甲酸/乙酸等羧酸基团（−CH2COOH），这表明老化能够使微塑料PE、PP表面发生官能团的氧化. 这一结果与Liu等[20]的研究结果一致，微塑料表面的含氧官能团的出现可能会使微塑料的亲水性得到改善[21]，进而影响微塑料对重金属的吸附性能.
2.2 镉的吸附动力学
由图3可见，在不同的吸附时间下，微塑料PE、PP对重金属镉离子的吸附出现类似的变化，即随吸附时间延长，微塑料PE、PP对镉离子的吸附量都是增加的，而吸附速率均呈现先增加后减小的趋势. 由图3可见，吸附过程大致可分为3个阶段：0—10 h为快速吸附阶段，此时镉离子在微塑料上的吸附量约为其总量的1/2；10—30 h为第二阶段，微塑料PE、PP对镉离子的吸附速率逐步下降，此时微塑料上仍然有镉离子的吸附，但吸附速率逐渐降低；第三个阶段是30 h之后，吸附达到平衡. 这说明镉离子在微塑料上的吸附并不是瞬间完成的，而是一个由快速到缓慢的平衡过程.
图 3 不同老化程度微塑料PE（a）和PP（b）对镉离子的吸附动力学曲线Figure 3. Adsorption kinetics curves of Cd on microplastics PE （a） and PP （b） with different ageing degrees通过微塑料的吸附实验，发现镉离子在微塑料上的吸附量依次为：PE20>PE10>PE5>PE0，PP20 >PP10 >PP5 >PP0. 由此可见，镉离子在老化微塑料的吸附量比初始微塑料的吸附量大，且随老化时间延长其吸附量增加，即微塑料吸附能力与老化时间具有正相关性. 这一发现与已有的研究结论一致，随着老化时间的推移，微塑料表面变得粗糙，其比表面积会增大，同时微塑料表面氧化结合位点、含氧官能团增多，这些都能导致微塑料表面负电性增大，与镉离子的络合作用增加，从而提高微塑料吸附镉离子的能力[22-23].
分别按照准一级动力学方程表达式（1）和准二级动力学方程表达式（2）对吸附动力学进行线性拟合，结果如图4所示. 由图4可见，按照准二级动力学方程表达式进行拟合时线性较好.
图 4 基于准一级模型（a、b）和准二级模型（c、d）绘制不同微塑料PE、PP吸附动力学线性图Figure 4. Linear diagram of adsorption kinetics based on quasi-first-order model （a, b）and quasi-second-order model （c, d）for different microplastics PE and PP准一级动力学方程表达式：
lg(qe−qt)=lgqe−k12.303t (1) 其中，k1（h−1）一级吸附速率常数，qt（mg·g−1）为t时刻吸附量；qe（mg·g−1）为平衡时吸附量；t（h）为时间.
准二级动力学方程表达式为：
tqt=1k2qe2+1qet (2) 其中，k2（g·mg−1·h−1）为二级吸附速率常数.
同时，表1列出了相关的动力学模型参数，其中按照准二级动力学方程表达式计算获得的相关系数R2在0.9994—0.9999之间，而按照准一级动力学方程表达拟合获得的相关系数R2在0.3788—0.9971之间. 由此可见，准二级模型对于微塑料对镉离子的吸附动态特性拟合效果更佳，而准一级模型则不能很好地拟合. 这表明镉离子在微塑料上的吸附行为符合准二级动力学方程，微塑料对镉离子的吸附存在多个吸附阶段，物理吸附和化学吸附同时存在，其中以化学吸附为主.
表 1 由准一级模型和准二级模型得到的吸附动力学参数Table 1. Adsorption kinetic parameters obtained from the quasi-first-order model and the quasi-second-order model微塑料Microplastics 准一级动力学方程Quasi-first-order model 准二级动力学方程Quasi-second-order model k1 qe/ （mg·g−1） R2 k2 qe/（mg·g−1） R2 PE0 14.4378 0.3496 0.9840 8.3893 0.3452 0.9999 PE5 6.5974 0.3652 0.9161 7.3099 0.3698 0.9999 PE10 6.8295 0.3547 0.3788 7.8927 0.3560 0.9996 PE20 6.1482 0.3813 0.8410 6.4735 0.3931 0.9998 PP0 8.5874 0.3207 0.6000 9.6525 0.3219 0.9994 PP5 10.1068 0.3250 0.7847 9.4340 0.3256 0.9997 PP10 7.6493 0.3337 0.9124 8.8810 0.3355 0.9996 PP20 5.9236 0.3504 0.9971 7.7520 0.3590 0.9998 | Show Table
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2.3 镉的吸附等温线研究
在25 ℃下，镉离子在微塑料PE、PP表面吸附达到平衡后，以平衡时溶液中镉离子浓度（Ce）为横坐标，以微塑料对镉离子的平衡吸附量为纵坐标绘图. 如图5所示，随着镉离子浓度增加，镉离子在微塑料PE、PP上的平衡吸附量也随之增加，但曲线的斜率却在不断降低. 这表明在镉离子浓度增加的同时微塑料表面镉的吸附量也逐渐增加，但其吸附速率却在逐渐降低. 这是由于微塑料与镉离子的吸附存在一定的定位性，即在较低浓度的镉离子溶液中，微塑料的表面存在大量的吸附位点，能够迅速吸附镉. 但随着镉离子浓度的升高，微塑料表面被占据的吸附点位也越来越多，吸附逐渐趋于饱和，进而影响吸附速率. 这表明镉离子的平衡吸附量与老化程度也存在一定的相关性，老化微塑料表面镉吸附量大于初始微塑料，即PE20 >PE0，PP20 >PP0. 由此可见，老化微塑料比初始微塑料具有更好的吸附性能，这也与老化微塑料表面形貌和官能团变化相关.
进一步利用Freundlich和Langmuir等温吸附模型对微塑料吸附等温线进行拟合，结果如图6和 表2所示. Freundlich和Langmuir模型拟合线性方程分别如公式（3）和（4）所示：
图 6 基于Freundlich模型（a）和Langmuir模型（b）绘制的吸附等温线线性图Figure 6. Linear adsorption isotherms based on Freundlich model （a） and Langmuir model （b）表 2 由Freundlich模型和Langmuir模型得到的镉离子在微塑料上的吸附等温线参数Table 2. Adsorption isotherm parameters of Cd on microplastics obtained by Freundlich model and Langmuir model微塑料Microplastics 温度/℃Temperature Freundlich Langmuir KF n R2 KL Qmax R2 PE0 25 0.0301 0.6621 0.9783 0.1562 1.178 0.5861 PE20 25 0.0300 0.6958 0.9694 0.1626 1.5196 0.4516 PP0 25 0.0216 0.7354 0.9886 0.1402 1.0987 0.6591 PP20 25 0.0275 0.6887 0.9791 0.1600 1.0959 0.6592 | Show TableDownLoad:
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Freundlich：lgqe=lgKF+nlgCe (3) 其中，KF为吸附平衡常数，n为吸附过程中的支持力.
Langmuir：Ceqe=αKLCe+1KL (4) 其中，KL为平衡常数.
由表2中两种模型拟合的吸附等温线相关系数R2可以看出，Freundlich吸附模型R２的值在0.9694—0.9886之间，而Langmuir吸附模型R2的值在0.4516—0.6592之间，因此Freundlich等温模型能够较好地反映出镉离子在微塑料PE、PP上的吸附行为，即吸附等温线数据符合Freundlich吸附模型. 这一结果表明镉离子在微塑料 PE、PP上的吸附是非线性的，且其吸附过程具有不均匀性. 这与前人的研究结果相吻合[24]，即镉离子先在微塑料表面的高能吸附点上进行吸附，再在低能吸附点上进行吸附. 这也进一步表明微塑料表面吸附镉的过程是由表面络合和静电引力共同控制的.
2.4 不同因素对镉在微塑料上吸附的影响
2.4.1 pH对微塑料吸附镉的影响
如图7所示，微塑料在不同pH值下对镉离子的吸附能力有所不同，随着 pH值的增加其吸附量增加，且老化微塑料对镉离子的吸附量大于初始微塑料. Brennecke等[25]研究发现，pH值对微塑料吸附镉离子的性能有很大影响，在低 pH值时，H+与镉离子能够竞争吸附点位导致微塑料对镉离子的吸附性能下降；而随着 pH值的增加，微塑料表面的官能团被去质子化，微塑料的负电性会增加，因此微塑料和镉离子间的静电作用会加强，微塑料吸附镉离子的能力则相应增加[25]. 这也进一步说明了静电作用对微塑料的吸附性能有很大的促进作用，微塑料吸附镉离子的主要机理可能是静电作用. 此外，受pH值的影响，老化及初始微塑料PP对镉离子的吸附量均高于PE，这可能与微塑料材质有关.
2.4.2 不同微塑料浓度对镉吸附的影响
图8比较了不同微塑料浓度对镉离子的吸附量的影响. 由图8可见，在保持其它条件不变的情况下，随着微塑料浓度增加，两种类型微塑料对镉离子的吸附量皆会相应地下降. 但老化微塑料对镉离子的吸附量仍比初始微塑料大，这一研究结果与以往的研究结果相符，即当微塑料浓度较低时，微塑料在水中的分布比较均匀，可以很好地与水中的镉离子相结合[9]. 当微塑料的浓度升高时，微塑料的吸附点位会增多，使得微塑料颗粒间发生相互竞争，并且微塑料之间会发生相互黏合，使得在水中分散不均匀，与水中的镉离子接触不足，导致单位吸附量下降[9].
图 8 微塑料浓度对微塑料吸附镉的影响Figure 8. Influence of microplastic concentration on Cd adsorption2.5 微塑料与镉的联合生物毒性
利用明亮发光杆菌T3对镉、微塑料及其二者的联合生物毒性进行测定，结果如图9所示. 初始微塑料对T3的发光强度几乎没有影响，而老化微塑料对T3的发光强度有轻微抑制，其中PE20抑制了4.5%的发光强度，PP20对T3发光抑制率约为6.6%. 这可能是老化微塑料在溶液中释放出了一些有毒物质，对发光菌产生了生物毒性. 此外，不同镉离子浓度下，T3发光强度也受到了抑制，且随着镉离子浓度的升高发光强度逐渐降低，即发光强度抑制率随镉离子浓度升高而升高（图9a）. 这是由于重金属可以改变细胞膜的渗透率，阻碍氧气的透过，从而能够影响到细胞的呼吸，影响到发光[26]. 另外，由于发光菌的呼吸链位于细胞膜中，所以能影响细胞膜的因素都会影响到细胞的正常代谢，从而影响到发光.
图 9 单独镉离子的生物毒性（a）及微塑料与镉的联合生物毒性（b）Figure 9. Biotoxicity of Cd （a） and combined biotoxicity of microplastics and Cd （b）由图9b可见，镉与微塑料的联合生物毒性大于二者单独作用时的生物毒性，对T3发光强度的抑制率均在60%以上. 随着微塑料吸附镉量的增加其联合生物毒性逐渐增强，这表明重金属镉与微塑料复合污染存在较强的生物毒性，其对发光强度的抑制程度与吸附的镉离子量之间存在着正相关关系. 由此可见，微塑料与镉对发光菌的生物毒性存在协同效应，且老化微塑料与镉的联合生物毒性较强. 这一结论与以往的研究相符合，即有毒物质如重金属、微塑料等，会抑制发光菌体内的核酸、蛋白质等的合成，从而抑制其新陈代谢，使得发光菌的正常代谢受到胁迫，而发光菌发光所依赖的荧光酶是其呼吸作用代谢过程中不可或缺的物质，因而镉离子与微塑料都会影响到发光菌的正常发光，而其复合形态的胁迫下，其对于发光强度抑制进一步加强，表现为协同作用[27].
3. 结论 （Conclusion）
（1）微塑料老化会使微塑料的表面结构发生变化，其孔隙率和比表面积增大并出现含氧官能团. 老化微塑料对重金属镉的吸附量大于初始微塑料，且与老化时间呈正相关.
（2）微塑料对重金属镉的吸附过程大致分成3个阶段：短时间内的快速吸附，较长时期的缓慢吸附，及达到吸附平衡后逐渐稳定. 吸附动力学数据符合准二级动力学模型，吸附等温线数据符合Freundlich模式，且吸附作用主要受表面络合和静电引力的影响.
（3）微塑料对镉离子的吸附量易受到外界环境因素影响. 随着pH值升高，由于微塑料表面的去质子化作用其对Cd的吸附量升高；随着微塑料浓度升高，由于微塑料表面结合位点的竞争作用其对Cd的吸附量下降.
（4）微塑料复合镉污染对发光菌的生物毒性表现出协同效应，且随吸附镉离子量的增加其生物毒性增强，其中老化微塑料复合镉表现出更强的生物毒性.
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图 1 反应过程甲烷产率及动力学参数变化
Figure 1. The change of methane yield and kinetic parameters in the reaction process
图 2 8 000 mg·L−1乙酸与丙酸反应过程的质量浓度变化和降解速率
Figure 2. The mass concentration change and degradation rate of 8 000 mg·L−1 acetate and propionate reaction process
图 4 8 000 mg·L−1乙酸和丙酸反应过程氢分压、pH、碱度及自由能变化
Figure 4. The changes of hydrogen partial pressure, pH, alkalinity and free energy during 8 000 mg·L−1 reaction.
表 1 生物炭性质
Table 1. Properties of biochar
性质参数 单位 数值 生物炭量 % 22.6±1.1 固定炭 % 68.5±2.1 挥发性炭 % 23.7±1.9 灰分 % 7.8±0.3 pH — 9.2±0.1 比表面积 m2·g−1 248.6±9.4 C % 72.1±0.2 O % 15.3±0.0 电导率 μS·cm−1 0.1±0.0 电子供给容量 μmole−1·g−1 0.35 电子接受容量 μmole−1·g−1 4.85
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表 2 接种泥性质
Table 2. Properties of inoculated sludge
考察参数 单位 数值 TS g·L−1 23.95±1.28 VS g·L−1 8.07±0.02 pH — 7.50±0.01 碱度 g·L−1 4.45±0.13 乙酸 g·L−1 0.02±0.01 丙酸 g·L−1 0.01±0.01
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表 3 实验涉及的反应方程及其标准自由能
Table 3. The reaction equations involved in the experiment and its standard free energy
反应名称 反应方程 标准自由能ΔGθ/(KJ·mol-1) SAO Acetate+4H2O→2HCO3-+4H2+H+ 104.6 AM Acetate+H2O→HCO3-+CH4 −31 HM HCO3-+4H2+H+→CH4+3H2O −135.6 MMC Propionate+3H2O→2HCO3-+acetate+H++3H2 71.6
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表 4 反应过程微生物生长动力学参数
Table 4. Kinetic parameters of microbial growth in reaction process
反应类型或增效 μm1/d−1 μm2/d−1 Ks1/(mg·L−1) Ks2/(mg·L−1) 乙酸-BC — 3.3 — 8 740.4 乙酸-CT — 2.2 — 25 541.0 Δ乙酸 — 48.1 — -65.8 丙酸-BC 1.8 1.4 62 841.0 132 160.53 丙酸-CT 1.5 0.7 173 687.5 235 694.96 Δ丙酸 17.6 113.8 −63.8 −43.9
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