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在长时间、远距离、多人驻足的外星球基地航天任务中，能够携带的资源十分有限，如何实现封闭环境内有限资源的再生和利用，是制约长期地外生存等载人航天任务成败的关键，建立受控生态生保系统 (controlled ecological life support system, CELSS) 是解决该问题的根本途径[1-2]。CELSS的作用是为人类在孤立空间中提供生存环境，其主要目的是再生大气、循环用水、提供食物和处理废物，实现密闭条件下的物质循环[3-4]。好氧堆肥技术具有反应条件温和、有害气体排放量小以及所得堆肥产物可直接利用于植物栽培等诸多优点，是未来处理CELSS内生物质固废的一种具有潜在优势的处理技术。然而，地球上常规使用的中大型反应器和垛式堆肥系统由于占地面积大，污染气体难以集中处理[5]，并不适用于狭小的CELSS空间环境。因此，探究掌握微小型密闭好氧堆肥装置的运行条件对实现CELSS固废资源化十分重要。
影响好氧堆肥过程的因素有很多，如环境温度、通风条件、物料种类和反应器类型等。其中，通风条件是影响好氧堆肥的关键因子。聂二旗等[6]研究了不同通风量 (0.1、0.2、0.3 m3·(m3·min)−1) 对鸡粪堆肥效果的影响，结果表明通风量为0.2 m3·(m3·min)−1时氮素的损失最小，种子发芽指数最高。PENG等[7]采用了60 L密闭反应器研究了通风速率对厨余垃圾好氧堆肥的影响，发现通风量为0.2~0.3 L·kg−1·min−1，堆体保温效果最好，污染气体排放量较少，腐熟度最高。ZHANG等[8]利用100 L堆肥反应器对厨余垃圾进行好氧堆肥，结果表明，0.1 L·kg−1·min−1的通风速率有利于食物垃圾堆肥过程中的腐殖化和污染气体减量。然而，目前针对小于10 L容积的微小型反应器好氧堆肥相关报道不多，而且由于微小型堆肥自发产热少，载人航天CELSS中产生的生物质固废种类也有所不同，其部分堆肥参数例如通风条件等并不能直接采用以上研究结果，必须针对CELSS特殊物料和反应器类型进行调整。
基于此，项目以CELSS内主要种植作物小麦的秸秆和模拟粪便的混合物为处理对象，利用自研的微小型密闭好氧堆肥装置，重点考察了不同通风速率对堆肥化过程中O2消耗、主要气体 (CO2、CH4、N2O、NH3等) 的产生和物料特性的变化等方面的影响，以掌握适于未来星球基地长期载人航天任务应用的微小型密闭好氧堆肥装置的通风工艺，实现CELSS内生物质固废资源化处理。
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本实验所用材料包括小麦秸秆和模拟粪便，基本性质如表1所示。模拟粪便根据美国宇航局 (NASA) 采用的配方[9]所调制，配方为 (质量比) 37.5%的麦麸粉、37.5%的酵母粉、20%的花生油、4%的氯化钾 (KCl，分析纯) 和1%的磷酸二氢钙 (Ca(H2PO4)2，分析纯) 。
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本实验共设置4个处理组，将其编号为V1、V2、V3和V4，分别代表0.025、0.050、0.075和0.100 m3·(m3·min)−14种通风速率。堆肥装置有效容积为8.0 L，其具体结构如图1所示。将小麦秸秆和模拟粪便按照初始C/N为25∶1进行充分混合，加入纯净水将含水率调至65%，实际含水率测得为66.5%，采用QM菌剂 (购自湖北启明生物工程有限公司，主要成分为芽孢杆菌、酵母菌、丝状真菌等多种有益微生物和胞外酶) 接种，剂量占总重的0.5%。分别向4个处理组堆肥装置内装入1.5 kg混合物料，按照0.025、0.050、0.075和0.100 m3·(m3·min)−1的通风速率，依次通入0.20、0.40、0.60和0.80 L·min−1的空气。
本实验共进行15 d，每天10:00、15:00和20:00测量堆体温度、尾气中O2和CO2体积分数，其中第2、4、7、10和15 d上午10:00用铝箔采气袋在尾气排放口采集3 L气体，并从堆体均匀取样进行含水率的测定，另外再取30 g鲜样保存至-80 ℃超低温冰箱。实验第5 d和第10 d对堆体进行人工翻堆。
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1) 温度。采用水银温度计直接测量。
2) O2和CO2。采用复合型在线气体分析仪 (GT6005，北京国鼎环科科技有限公司) 直接测定。CO2超过6%的部分采用气相色谱仪 (Aglient7890A，美国安捷伦科技有限公司) 测定，载气为高纯氦气 (He，99.999%) ，分离柱型号为TDX-01，检测器为热导检测器TCD。O2消耗速率和CO2产生速率按照式(1)计算。
式中：v为O2消耗速率或CO2产生速率，L·min−1；V为通风速率，L·min−1；φ1为进气中O2或CO2体积分数；φ2为尾气中O2或CO2体积分数。
3) CH4和N2O。采用气相色谱仪 (Aglient7890A，美国安捷伦科技有限公司) 分析测定，载气为高纯氮气 (N2, 99.999%) 。其中CH4采用TRACE TR-Wax GC色谱柱和FID火焰离子化检测器。N2O采用TracePLOT TG-BOND Q+GC色谱柱和ECD电子俘获检测器。
4) 含水率。将样品置于105 ℃烘箱干燥8 h至恒重，减重质量占总质量的比值即为含水率。
5) pH、EC、GI。采用去离子水浸提，鲜样与去离子水按质量比1∶10混合，置于回旋振荡器上，以100 r·min−1的速率振荡120 min，然后过滤，收集过滤液，测试pH、EC和GI。pH采用pH计 (PHS-25，上海仪电科学仪器股份有限公司) 直接测定。EC采用电导率仪 (DDS-11A，上海仪电科学仪器股份有限公司) 直接测定。GI按照式(2)进行计算。
式中：GI为发芽指数；W1为堆肥浸提液培养的种子发芽率；L1为堆肥浸提液培养的种子平均根长，mm；W2为去离子水培养的种子发芽率；L2为去离子水培养的种子平均根长，mm。
6) DOC (可溶性有机碳) 、NH4+-N (铵态氮) 。DOC采用总碳分析仪 (TOC-VCPH，日本SHIMADZU公司) 测定，浸提液经过0.22 μm滤头过滤和rp预处理柱吸附后上离子色谱仪 (Aquion，美国赛默飞世尔科技公司) 测定NH4+。
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堆体温度的变化是微生物代谢产热的结果，同时也会反过来影响微生物的代谢活性[10]。堆体温度的变化趋势如图2所示。4个处理组的温度变化趋势基本一致，0~5 h升温迅速，在第5 h达到45 ℃以上高温后迅速下降，此阶段主要是由于酵母菌利用堆体中容易降解的有机物实现快速升温，然后被40 ℃以上高温灭活造成的[11]。随后4个堆体开始第2次升温，V1、V2、V3和V4处理组分别在第29、29、72和72 h再次进入高温 (大于45 ℃) ，高温期分别维持了125、125、43和24 h。温度在达到最高后便开始下降，观察堆体的形状和颜色，发现堆体内的菌丝生长十分茂盛，菌丝与物料结合十分紧密，水分分布不均，形成局部厌氧导致了温度的下降。在第5 d (第120 h) 时进行翻堆后，4个处理组温度均有不同程度上升，主要是因为翻堆改变了堆体的结构，通气效果得到了改善，微生物代谢频率得到加强[12]。在实验进行的第10 d (第240 h) 进行第2次翻堆，此次翻堆并未对温度造成较大影响，并逐渐趋于室温，主要是因为此时堆体内易降解物质基本降解完全，剩余物料难以被微生物进一步利用。
在第0~72 h内，堆体温度V2>V1>V3>V4，说明在堆肥升温期和高温前中期时，V1处理组供氧不足，抑制了有机物的降解过程，而V3和V4处理组通风速率又过大，导致热量散失过多，因此只有V2既能保证堆肥氧气的供应，又能减少热量的散失。在第72~360 h，堆体温度呈现V1>V2>V3>V4，说明在高温后期和降温腐熟期，V1处理组的通风速率基本满足了氧气供应，并且由于其通风速率小，热量散失相对较慢，因此温度比其它3组都要高。
实验过程中，各处理组高温期维持时间均相对较短，降温过程相对较快，主要是因为微小型堆体本身自发产热少、热量容易散失等。为达到良好的堆肥效果，使堆肥产品更好地运用到CELSS植物栽培中，可以从以下2方面加以改善：一是在堆肥高温后期和降温期可适当降低通风速率减少热量损失；二是提高实验的环境温度，减少堆体和环境的温度差。
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O2是影响堆肥过程的关键因素，充足的O2供应可以更好地满足微生物活性需求，加快堆体温度的上升，减少恶臭气体的排放，并缩短堆肥的周期[13]。堆肥尾气中的O2体积分数及消耗速率如图3所示，结合堆体温度变化趋势不难发现，O2体积分数变化大致同温度变化趋势相反，呈现显著的负相关关系 (r=−0.868，P<0.001) ，这与陈是吏等[14]的研究结果一致。第0~5 h升温期内O2消耗迅速，此阶段主要是酵母菌呼吸作用所致。在高温下，酵母菌活性受到抑制甚至死亡，因此4个处理组O2体积分数在第5 h后迅速回升。上升至第10 h后，4个处理组O2体积分数开始下降，分别于第77、82、82和72 h降至最低，为5.42%、7.28%、16.36%和17.97%。高温期后期，4个处理组O2体积分数均开始上升，这主要是由于高温前期有机质含量和微生物活性都比高温后期更加旺盛[15]。第5 d (第120 h) 翻堆后，O2体积分数开始下降，主要由于翻堆打破了局部厌氧状态，使微生物代谢活动增强。第10 d (第240 h) 再次对堆体进行翻堆，但O2体积分数变化情况并不明显，说明堆体内易降解物质基本降解完全。
从O2消耗速率图 (图3(b)) 可以看出，4个处理组O2消耗速率规律大致相同。但在高温期，V2处理组O2消耗速率显然比其它3组要大，其主要原因是V3和V4通风速率过高，带走了更多的水分和热量，而V1通风速率过小导致氧气供应不足，影响了微生物的代谢活动。降温期由于可利用的有机物变少，微生物代谢活动减弱，O2需求开始减少[16]，导致4个处理组O2消耗速率的差异并不显著。对O2消耗速率图 (图3(b)) 4条曲线进行积分，得到4个处理组O2消耗总量分别为273.68、370.91、221.93和208.58 L (标准大气压) ，可见V2处理组氧气消耗总量远大于其它3组，好氧反应相对更加完全和彻底。
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好氧堆肥中的CO2主要是微生物通过有氧呼吸分解有机物所产生，CO2产生速率可反映堆肥过程中微生物的活性和有机质矿化率[17]。堆体尾气中CO2体积分数和产生速率如图4所示，由于本实验采用的复合型气体分析仪的CO2量程仅为6%，因此对V1和V2处理组的第48 h和96 h气体样品进行气相色谱测定。CO2变化趋势大致同温度变化趋势相同，与O2变化趋势相反。V1处理组第48 h和96 h的CO2体积分数分别为15.51%和13.22%，产生速率分别为0.030 9和0.026 4 L·min−1。V2处理组第48 h和96 h的CO2体积分数分别为5.38%和6.48%，产生速率分别为0.021 5和0.025 9 L·min−1。V3和V4处理组在刚开始堆肥时CO2体积分数和产生速率就已经达到了峰值，分别为5.25%、0.031 5 L·min−1和3.66%、0.029 3 L·min−1。随后由于高温抑制了酵母菌的活性，导致CO2体积分数和产生速率大幅度下降。在第48 h后V3和V4处理组CO2体积分数增幅较大，此时的温度也在增加，主要是因为前期高温筛选出了QM菌剂中的优势菌种，利用了堆体内有机物进行繁殖扩增。在第48~120 h之间，微生物大量繁殖与物料结合紧密，通气受阻，CO2体积分数出现了快速的下降，直至第5 d (第120 h) 翻堆打破局部厌氧状态得到短暂回升。由于V1和V2处理组CO2变化趋势缺少部分数据，需要结合堆体温度和氧气变化趋势进行综合分析，但不难发现CO2产生总量V2>V1>V3>V4。
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CH4是由产甲烷菌利用堆体内甲酸、甲醇和甲基胺类等简单有机物在厌氧条件下产生的温室气体[14]，CH4的变化趋势可反映堆体的厌氧情况。堆肥尾气中CH4体积分数和产率如图5所示，不同处理组尾气中CH4体积分数和产生速率存在明显差异，但总体都呈现了先上升后下降的趋势，且主要产生于堆肥初期，这与之前学者的研究结果相似[18]，主要是因为有机物降解造成大量氧气消耗，加剧了堆肥基质内的厌氧情况。后期由于易降解有机物的减少，对O2需求量减少，厌氧环境得到了改善，CH4体积分数开始下降。4个处理组CH4体积分数分别在第2、7、4和2 d达到最大值，为68.1、25.3、19.9和19.4 μL·L−1。其中以V1处理组尾气中CH4体积分数最高，其它3个处理组的差距并不显著，主要还是因为V1处理组通风速率太小，高温期O2供氧不足，局部厌氧更加显著。对CH4产生速率曲线进行积分，可以得到V1、V2、V3和V4处理组CH4排放总量分别为279.73、241.30、279.36和296.50 mg·kg−1，过大的通风速率并没有有效减少CH4的排放总量，这主要是受到了通风逸出的影响，较大的通风速率造成了更大的气压，更容易将污染气体及时从局部厌氧区扩散出来，而低通风速率处理组堆体含水率较大，导致内部孔隙度较低，且低通风速率气压过小，导致厌氧区产生的CH4难以逸散[7, 19]。
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N2O是温室效应极强的一种气体，其产生机制十分复杂，目前普遍认为N2O的产生主要有铵态氮的硝化和硝态氮的反硝化2个途径[20-21]。堆肥尾气中N2O体积分数和产率如图6所示，各处理组的N2O主要排放在堆肥初期，这是由于硝态氮在堆肥初期高含水率、低孔隙度和易降解物质快速降解造成的厌氧环境中不完全反硝化所致[22]。但在第4 d高温期出现了快速下降，主要是因为高温和高氨氮环境不适宜硝化细菌的生长，抑制了反硝化所需的NOx−-N来源[23]。4个处理组分别于第2、2、2和4 d达到N2O最高浓度，为17.22、12.08、5.17和3.93 μL·L−1，此时产N2O率也达到了最大，分别为19.39、27.21、17.46和17.69 mg·kg−1·d−1。之所以V2处理组在高温期N2O产率最大，主要是因为该处理组产生了比其它组更多的NH4+-N，大量的NH4+-N不完全硝化导致了更多的N2O。而在降温期和腐熟期，4个处理组产N2O率随着通风速率的增大而增大，主要原因可能是充足的氧气产生了较多的NOx−-N，而NOx−-N是反硝化过程最重要的底物。对N2O产生速率曲线进行积分，得到4个处理组N2O排放总量分别为94.67、157.11、150.10和169.16 mg·kg−1。低通风速率V1处理组N2O的排放量显著小于其他3组，这主要是因为低通风速率处理组堆体含水率较高，堆体孔隙度相对较低，而较低的通风速率由于压力较小，难以将堆体内产生的N2O吹脱出来，高通风速率虽然O2含量很高，但并不能完全均匀地输送到各处，局部厌氧情况仍然存在，且由于高通风速率空气流速较快，N2O从堆体中逃逸相对容易[7, 24]。
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堆体含水率是影响堆肥质量重要指标之一，过高的含水率会降低堆体含氧量，造成厌氧，含水率过低则会影响微生物的繁殖[25]。堆体含水率变化趋势如图7(a)所示，4个堆体含水率在0-2 d有不同程度的上升，主要原因是易降解有机物分解产生了大量水分。但在第2~4 d，4个堆体的含水率均出现了不同程度的下降，因为此时的温度过高，水分蒸发速度过快，并且由于此时堆体存在局部厌氧致使微生物活性降低，难以有效降解有机物，导致分解产生的水分变少。但经过第1次翻堆后，打破了局部厌氧状态，微生物继续分解有机物，因此含水率又出现了短暂的回升。在第2次翻堆后，4个堆体含水率均有不同程度的下降，原因是容易降解的物质变少，微生物的代谢活动开始减慢，产生的水分少于通风带走的水分。与初始含水率相比，V4处理组和V3处理组损失的水分较多，但V1和V2含水率不减反增，主要是由于其通风速率小，带走的水分有限，并且由于本实验采用密闭反应器式堆肥，水蒸气易凝结在反应器上盖回滴至堆体。由此可见，V1和V2处理组通风速率可以有效保持堆体水分，一定程度上可以减少后续CELSS植物栽培所需水分的摄入。
堆体pH反映了微生物生存环境的酸碱情况，过高和过低的pH均会影响着微生物的活性。从pH变化趋势图 (图7(b)) 观察到，4个堆体的pH变化均出现升高、降低和再升高的趋势。第0~2 d堆体pH的升高，主要原因是在升温期大量的含氮物质降解，生成的氨类物质所致[26]。第2~4 d堆体pH出现了短暂的下降，主要是因为堆体内生长了大量微生物，与物料结合紧密，造成的局部厌氧产生了有机酸和CO2等酸性物质[27]。在第1次翻堆后，堆体内厌氧状态被破坏，此时堆体又源源不断产生氨气被留在堆体内部，因此pH逐渐开始上升。总体看来，4个处理组的pH差异并不显著，在堆肥结束时均处于6.5~7.0中性水平。
电导率EC是反映堆体可溶性盐含量的重要指标，过高的电导率会对微生物繁殖和植物的栽培造成毒害作用。从电导率变化趋势 (图7(c)) 可以看出，除了V4处理组，其它3组电导率均大体呈现了先升高后降低的趋势。堆肥升温期和高温期电导率的上升，主要原因是此时微生物代谢活动十分剧烈，大分子有机物的分解，产生了大量的矿物盐，使得电导率增加。而随后电导率出现了略微的降低，主要是腐殖化过程中微生物将盐分和有机酸转化为腐殖质引起的[28]。实验结束后，4个处理组的电导率分别为3.50、3.78、3.80和4.93 ms·cm−1，除V4处理组外，其它处理组均满足GARCíA等[29]对堆体EC<4.0 ms·cm−1的要求。
溶解性有机碳DOC是微生物分解大分子有机物的产物，同时又是微生物赖以生存的碳源和能源[30]。从堆体DOC变化趋势 (图7(d)) 观察到，除V1处理组是先升高后降低的趋势，其它3个处理组DOC均呈现先降低再升高后降低的趋势，主要得益于堆肥初期微生物利用了堆体自身含有大量的中小分子水溶性有机碳进行生命繁殖[31]，而V1处理组由于O2供应量少，利用的溶解性有机碳较少，并且未对大分子有机物降解生产的DOC进行及时矿化，造成了DOC的积累。堆肥第2 d后，各组DOC含量增幅较大，主要是此时O2降至最低，限制了DOC的进一步分解。在堆肥中后期，堆体只剩下了难降解的有机物，剩下的DOC一部分被微生物微弱的代谢活动分解掉，另一部分被微生物重新合成芳构程度更大的大分子腐殖质，导致了DOC的不断减少[32]。在堆肥结束时，4个处理组的DOC都降至较低水平，分别为53.2、42.58、39.30和41.73 g·kg−1。在整个堆肥过程中，V1处理组DOC含量一直为4个处理组最高，说明V1处理组由于供氧不足，限制了其堆体内有机物的矿化。
铵态氮比较容易被植物所吸收并利用，属于速效性氮素，是好氧堆肥堆体内氮素主要存在形式之一。从堆体内NH4+-N变化趋势 (图7(e)) 观察到，4个处理组的NH4+-N均呈现先升高后降低的趋势。堆肥初期NH4+-N的增加，主要是大量的有机氮受到微生物氨化作用所导致的[7]，并且由于本实验采用密闭反应器式堆肥的方法，大量水分凝结在反应器上盖并回滴于堆体表面，造成堆体表面含水率很高，大量氨气被冷凝水截留在堆体内。在降温期，4个处理组堆体内铵态氮均有不同程度降低，大量NH4+-N被硝化细菌反应生成NOx−-N，加之由于微生物活动减弱，大部分容易降解的有机物减少，氨化作用减弱，并且随着持续的高温和pH的升高，部分氮素以氨气的形式损失[33]。对比4个处理组的NH4+-N浓度，V2处理组的NH4+-N浓度远高于其它3个处理组，而V1处理组一直处于最低水平。4个处理组分别在第2、4、2和2 d达到了NH4+-N浓度最大值1.46、4.52、2.38和2.82 g·kg−1，以V2处理组浓度最高，主要原因是低通风速率氧气的供应不足，有机氮矿化受到了抑制，从而导致堆体内的NH4+-N浓度较低，而高通风速率会造成堆体内部更大的气压和更充足的氧气，促进了NH4+-N以NH3的形式逸散[34]和向NOx−-N的转化。总而言之，V2处理组由于提供了充足的O2和合适的内部气压，其NH4+-N浓度最高，保氮效果最佳。
种子发芽指数 (GI) 可以表征堆肥的腐熟程度，反映堆肥产物对植物的毒害作用，是评价堆肥产品质量最终且最具有说服力的指标[35]。从GI变化趋势图 (图7(f)) 观察到，4个处理组的GI均呈现先升高、后降低和再升高的变化趋势。各处理组在第4 d的GI都有不同程度的下降，主要是因为此时堆体内产生了有机酸、醛和氨气，对种子发芽造成了抑制作用[36]。在第5 d翻堆后，4个处理组的GI一路直升，直至第15 d堆肥结束时，达到最大值，分别为64.09%、97.26%、72.95%和66.07%，其中，只有V2 和V3处理组达到了生物质腐植酸有机肥料行业标准[37]中关于GI≥70%的要求。
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1) 微小型堆体自发产热较少，热量容易散失，导致高温期相对较短，可在高温中后期适当降低通风速率，或提高环境温度，以减少堆体的热量损失。
2) 4个处理组尾气中CH4和N2O体积分数差异较大，CH4和N2O体积分数随着通风速率的增大而减小，但累积排放量差异不明显，且均处于较低水平，更高的通风速率并没有进一步减少CH4和N2O累积排放量。
3) 0.050 m3·(m3·min)−1的通风速率既能确保该微小型密闭好氧堆肥过程中微生物对O2的需求，又能减少堆体热量的损失，产生的污染气体量也相对较少，所得的堆肥产品质量最佳，可用于后续CELSS内的植物栽培。
通风对微小型密闭好氧堆肥过程的影响
Effects of ventilation on miniature and closed aerobic composting process
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摘要: 为探究适于未来星球基地长期载人航天任务应用的微小型密闭好氧堆肥装置的运行条件，以小麦秸秆和模拟粪便的混合物为实验材料，开展了4种通风速率对堆肥过程的影响研究。结果表明，0.025、0.050、0.075和0.100 m3·(m3·min)−1处理组高温期分别维持了125、125、43和24 h，0.050 m3·(m3·min)−1的O2消耗速率和CO2产率为4个处理组最大。CH4和N2O主要产生于堆肥初期，累积排放量以0.100 m3·(m3·min)−1处理组的最高，分别为296.50和169.16 mg·kg−1。从堆体氨氮指标测试结果来看，0.050 m3·(m3·min)−1处理组含量最高，其保氮效果最好。4个处理组的GI分别为64.09%、97.26%、72.95%和66.07%。综合各种指标分析认为，适于未来星球基地任务应用的微小型密闭好氧堆肥装置通风速率可以设置为0.050 m3·(m3·min)−1，该通风速率既能确保堆肥过程中微生物对氧气的需求，又能减少热量的损失，产生的污染气体量相对较少，所得的堆肥产品质量最佳。Abstract: In this study, the operating conditions of miniature closed aerobic composting device suitable for long-term manned space mission in the future planet base were explored. The effects of four ventilation rates on composting process were investigated by taking the mixture of wheat straw and simulated human excrement as the experimental materials. The results showed that the high temperature periods of 0.025, 0.050, 0.075 and 0.100 m3·(m3·min)−1 were maintained for 125, 125, 43 and 24 hours, respectively. CH4 and N2O were mainly produced in the initial stage of composting, and the cumulative emissions of 0.100 m3·(m3·min)−1 treatment group were the highest, which were 296.50 and 169.16 mg·kg−1 respectively. The test results of ammonium nitrogen of the pile revealed that, the treatment group with 0.050 m3·(m3·min)−1 had the highest content and the best effect of nitrogen retention. The GI of the four groups were 64.09%, 97.26%, 72.95% and 66.07% respectively. Based on the comprehensive analysis of various indicators, it was concluded that the ventilation rate of the miniature closed aerobic composting device suitable for the future mission of Star Base should be set to 0.050 m3·(m3·min)−1. That ventilation rate can not only ensure the oxygen demand of microorganisms in the composting process, but also reduce the heat loss, resulting less pollution gas, and the best-quality composts.
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Key words:
- manned space flight /
- aerobic composting /
- ventilation rate /
- wheat straw
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近年来，随着人们生活水平的提高，我国餐厨垃圾产生量以每年10%的速度增长，截至2018年，餐厨垃圾产生量突破了1×108 t，占城市生活垃圾的57%左右。餐厨垃圾含有的大量有机物质容易腐烂变质并携带病原菌，不仅污染环境而且威胁人体健康。同时，餐厨垃圾又富含碳水化合物、蛋白质和油脂，营养价值高，是有机废物厌氧能源化的理想底物[1]。氢能被广泛认为是未来最具潜力的绿色可再生能源之一[2]，与传统的电解水、化石燃料制氢相比，暗发酵生物制氢具有运行成本低、能耗低、操作简单等特点，可实现餐厨垃圾等高浓度复杂有机废物的能源化利用，成为最具前景的氢能制备策略之一，符合我国绿色可再生能源的战略需求。
暗发酵制氢是产氢微生物利用氢酶的催化作用将有机物降解产生氢气，同时生成挥发性脂肪酸(VFA)、乙醇等代谢产物的过程。当末端产物为乙酸时，葡萄糖的理论产氢量为4 mol·mol−1，但实际产氢量不足2 mol·mol−1，底物的氢能转化效率不足50%[3]。有研究[4-7]表明，暗发酵制氢与[2Fe-2S]铁氧化还原蛋白和[4Fe-4S]氢酶的活性密切相关，铁氧还原蛋白可作为氢化酶的电子载体参与氢分子的产生过程，其中，铁是其重要组成部分，能够影响微生物的产氢潜力[8]。此外，铁离子的种类和含量也会影响微生物的产氢功能基因表达，进而影响复杂底物的产氢性能[9]。因此，如何克服高浓度有机废物暗发酵制氢过程的代谢障碍，提高复杂底物的利用效率和产氢潜力是制约暗发酵生物制氢技术的瓶颈问题。
有研究[10-12]发现，投加纳米零价铁(NZVI)和零价铁(ZVI)可以提高暗发酵制氢过程中的微生物活性，进而提高暗发酵制氢潜力和底物的利用效率。ZVI以其低成本成为氢发酵中最具吸引力的添加剂，能够降低发酵系统中的氧化还原电位(ORP)，可以为发酵菌提供更有利的环境[13]。ZHANG等[14]研究了ZVI对葡萄糖发酵产氢量的影响，当ZVI浓度为400 mg·L−1时，最大产氢量为1.22 mol·mol−1，比对照组高出了37.1%。ZHU等[15]发现，ZVI的浓度为16 g·L−1时，产氢量从3.8 mol·mol−1提高到8.7 mol·mol−1。NZVI具有较高的催化活性和较大的表面积，从而提高了暗发酵制氢过程的效率[16]。NATH等[17]采用NZVI强化葡萄糖间歇暗发酵产氢，发现当NZVI为100 mg·L−1时，最大产氢量可达到1.9 mol·mol−1，比未加NZVI的对照组高出1倍。ZADA等[18]发现，在加入250 mg·L−1 NZVI条件下，水葫芦的产氢量从31.7 mL·g−1增加到57 mL·g−1。可见，投加NZVI和ZVI添加剂均可提高产氢性能，且具有操作简单、能耗低的优点。目前，研究主要集中在投加NZVI与ZVI对以葡萄糖、蔗糖等单一底物暗发酵制氢性能的影响，而以餐厨垃圾等复杂有机废物为底物，深入研究暗发酵制氢过程中铁离子转化规律和产氢酶活性的影响还鲜有报道。本研究通过投加不同浓度的NZVI和ZVI，研究了其对餐厨垃圾在(55±1) ℃高温条件下的暗发酵制氢潜力、末端代谢产物变化规律的影响，通过分析发酵前后铁离子组成及浓度变化、氢化酶和脱氢酶活性表达，探究了NZVI与ZVI强化餐厨垃圾暗发酵制氢的作用机制，以期为餐厨垃圾等复杂有机废物的绿色能源化提供科学依据。
1. 材料与方法
1.1 实验原料
本实验所用的餐厨垃圾取自北京市某大学食堂，分拣出餐厨垃圾中骨头、塑料袋等杂质后破碎至5 mm，经90 ℃水热预处理30 min，离心去油(去油可提高餐厨垃圾的水解效果,利于提高产气潜力[19])，置于4 ℃冰箱备用[20]。接种污泥取自北京某生活垃圾综合处理厂的干式厌氧发酵剩余污泥。实验材料的基本理化指标如表1所示。
表 1 实验材料基本理化指标Table 1. Basic physical and chemical indexes of experimental materials分析项目 TS/% VS/% VS/TS/% 含水率/% pH COD/(mg·L−1) C/% N/% 餐厨垃圾(水热后) 22.55 20.59 91.31 77.45 6.07 107 100 53.10 3.94 接种污泥 15.13 7.59 50.15 84.87 7.20 7 600 22.13 2.27 | Show Table
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1.2 实验设计
将11.65 g经水热去油预处理的餐厨垃圾与50 g接种污泥混合放入500 mL广口瓶中，接种比为0.63∶1(VS∶VS)，分别加入不同浓度(0、100、200和300 mg·L−1)的NZVI和ZVI，实验反应器情况记为：NZVI-0、NZVI-1、NZVI-3和ZVI-0、ZVI-1、ZVI-2、ZVI-3。加去离子水定容至200 mL，有机负荷为6 g·(L·d)−1(以VS计)，采用1 mol·L−1 HCl与1 mol·L−1 NaOH调节初始pH为6，通氮气10 min排除反应装置内空气。在(55±1) ℃的高温条件下进行暗发酵制氢，搅拌速度为120 r·min−1，采用排水法收集产生的气体。实验编号如表2所示。
表 2 暗发酵产氢动力学分析Table 2. Dynamic analysis of dark fermentation hydrogen production实验组 Pmax/mL Rmax/(mL·h−1) λ/h R2 NZVI-0 220.72 38.41 1.95 0.999 55 NZVI-1 259.25 49.43 3.27 0.999 35 NZVI-2 224.87 47.04 2.66 0.999 85 NZVI-3 248.70 76.48 6.02 0.996 37 ZVI-0 308.51 216.07 5.72 0.998 48 ZVI-1 425.72 66.32 4.59 0.998 44 ZVI-2 350.91 70.96 5.58 0.998 90 ZVI-3 459.24 77.67 4.72 0.989 22 注：Pmax代表最大产氢量潜力，Rmax代表最大产氢速率，λ表示反应启动时间。 | Show TableDownLoad:
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1.3 分析方法
铁离子浓度采用GB/T 12496.19-2015邻菲啰啉分光光度计法测定；氢化酶、脱氢酶活性采用辛红梅等[21]方法测定。VFA和乙醇浓度测定采用9790II气相色谱仪分析测定，色谱条件为：色谱柱采用CP-Wax(FFAP)25 m×0.32 mm×0.2 μm毛细管柱，FID氢火焰离子检测器，进样量1 μL，柱温箱初始温度为80 ℃，保持5 min，以10 ℃·min−1速率升温至190 ℃；进样口和检测器温度为250 ℃；高纯氮气为载气，流速为1.5 mL·min−1。气体成分测定采用上海天美公司GC7900气相色谱仪分析发酵气相产物和含量，色谱条件为：色谱柱采用填充柱，TCD热导检测器，分析柱1为2 m hayesep Q，分析柱2为5 A分子筛3 m；柱温箱120 ℃，进样口和检测器温度为150 ℃，电流为30 mV，载气为高纯氩气，进样量为1 mL。以峰面积定量，校正归一法计算气体含量。
2. 结果与讨论
2.1 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢性能的影响
1) NZVI和ZVI对暗发酵制氢性能的影响。图1为不同浓度NZVI和ZVI对餐厨垃圾高温暗发酵累积产气量和氢气百分含量的影响结果。结果表明，所有实验组在暗发酵前18 h累积产气量显著提高，之后累积产气量增加趋势变缓直至趋于稳定。在暗发酵产氢的过程中，氢气百分含量呈现先升高后降低的趋势。在投加NZVI添加剂时，浓度为100 mg·L−1的NZVI-1组的暗发酵制氢性能最好，累积产气量和氢气百分含量在12 h和30 h达到最大值，分别为676 mL(单位VS产气量为281.68 mL)和83.76%，是未投加NZVI实验组的1.08倍和1.1倍。其次为NZVI-0实验组，累积产气量和氢气百分含量分别为625 mL(单位VS产气量为260.43 mL)和79.16%。由此可见，与未投加NZVI相比，NZVI-1组最多可提高产气量51 mL(单位VS产气量为21.25 mL)，提高氢气百分含量8.53%。
图 1 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵累积产气量和氢气百分含量的影响Figure 1. Influence of NZVI and ZVI on the cumulative hydrogen production and biohydrogen proportion in dark fermentation在投加ZVI添加剂时，暗发酵产氢性能较好的实验组为投加浓度300 mg·L−1的ZVI-3组和浓度100 mg·L−1的ZVI-1组，获得累积产气量分别为798 mL和732 mL(单位VS产气量分别为332.51 mL和305.01 mL)，最大氢气百分含量分别为72.79%和81.95%，从节省添加剂的角度考虑，暗发酵产氢性能最好的是添加ZVI浓度为100 mg·L−1的ZVI-1组。由此可见，与未投加ZVI相比，投加100 mg·L−1 ZVI最多可提高产气量90 mL(单位VS产气量为37.50 mL)，提高氢气百分含量2.74%。
2)NZVI和ZVI产氢动力学分析。在累积产气量和氢气百分含量分析基础上，利用修正过的Gompertz模型对暗发酵产氢过程的累积产氢量进行动力学拟合，产氢动力学分析结果如图2和表2所示。由图2可知，除NZVI-3实验组外，投加NZVI实验组的启动时间均比投加ZVI实验组短，但ZVI组的最大产氢潜力和最大产氢速率均比NZVI组高。在投加NZVI实验组中，NZVI-0实验组启动时间最短，为1.95 h，但最大产氢潜力和最大产氢速率均为最低，分别为220.72 mL和38.41 mL·h−1。浓度为100 mg·L−1的NZVI-1组最大产氢潜力最高为259.25 mL，浓度为300 mg·L−1的NZVI-3实验组的最大产氢速率最高，为76.48 mL·h−1。虽然NZVI-3实验组的最大产氢速率值最高，但其启动时间(6.02 h)是NZVI-1实验组(3.27 h)的1.84倍。NZVI-3实验组的最大产氢潜力(248.70 mL)也小于NZVI-1实验组(259.25 mL)。由此可见，投加NZVI可以提高最大产氢速率和最大产氢潜力，且投加浓度为100 mg·L−1时达到的效果最好。
图 2 在不同浓度NZVI和ZVI条件下的累积产氢量变化Figure 2. Changes of cumulative hydrogen production at different concentrations of NZVI and ZVI投加ZVI的实验组的产氢潜力均高于未投加ZVI的ZVI-0实验组(308.51 mL)。其中，ZVI-3实验组的最大产氢潜力最高，为459.24 mL，ZVI-1实验组次之，为425.72 mg·L−1。此外，ZVI-1实验组的启动时间最短，为4.59 h。当ZVI投加量为100 mg·L−1时，餐厨垃圾最大产氢潜力是投加NZVI实验组的1.64倍。可见投加ZVI可有效提高产氢微生物对底物的利用效率和产氢潜力。
2.2 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢发酵途径的影响
乙醇和VFAs是暗发酵制氢的重要末端代谢产物，根据其浓度和组成可将暗发酵制氢的代谢类型分为乙醇型发酵、丁酸型发酵、丙酸型发酵和混合酸发酵[22]。投加不同浓度的NZVI和ZVI后，餐厨垃圾暗发酵制氢末端乙醇和VFAs各组分占比如图3所示。结果表明，末端代谢产物中以乙醇、乙酸和丁酸为主，其中乙醇占比最高(53.71%~77.09%)，发酵类型是以乙醇型发酵为主的混合型发酵。与未投加ZVI的实验组相比，投加浓度为300 mg·L−1的ZVI-3实验组中的乙醇浓度提高了7.04%。
图 3 投加NZVI和ZVI对乙醇和VFAs各组分占比的影响Figure 3. Effect of NZVI and ZVI addition on the proportions of ethanol and VFAs components在投加NZVI的实验组中，乙酸在NZVI-1、NZVI-2、NZVI-3组中末端代谢产物中的占比分别为18.04%、16.89%、14.22%，均高于NZVI-0对照组(9.42%)。而对于投加ZVI的实验组，ZVI-1、ZVI-2、ZVI-3实验组中乙酸在末端代谢产物中的占比分别为6.44%、7.70%、6.62%，均低于ZVI-0对照组(8.18%)。由此可见，与投加ZVI相比，投加NZVI更有利于乙酸的转化，但产氢潜力和速率有所较低。可能由于发酵过程中产生的乙酸使体系pH降低，产生过剩的NADH+H+，未能被氧化为NAD+，影响微生物酶活或酶合成，进而抑制NADH/NAD+平衡产氢[23]。
投加NZVI的实验组相比未投加NZVI的实验组(67.7%)，其中乙醇的占比均有所降低。对应投加NZVI的实验组，随着NZVI投加量的增加，乙醇占比由53.71%逐渐升高至63.50%，同时累积产气量和氢气百分含量有所下降，这说明NZVI在一定程度上改变了产氢细菌的代谢产氢途径，产生了更多的乙醇副产物和更少的乙酸副产物，投加低浓度的NZVI有利于产氢，浓度过高可能对微生物活性产生了抑制作用。投加ZVI的实验组相比未投加ZVI的实验组(70.05%)，其中乙醇的占比略有提高。随着ZVI投加量的增加，乙醇占比由72.65%升高至77.09%，同时在ZVI-3实验组中的累积产气量大于ZVI-1实验组。发酵过程中所产生的乙醇可以氧化过多的NADH+H+，有利于产氢潜力的提高[23]。对于投加NZVI和ZVI的实验组，暗发酵末端代谢产物中乙醇的占比均有所升高，但累积产气量的变化趋势却相反，这可能是由于2种添加剂对与产氢相关的关键酶影响有所不同。
2.3 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢ORP的影响
在发酵过程中，ORP是控制微生物代谢和增殖的重要参数之一[24-25]。其可以通过还原/氧化NAD(NADH/NAD+)来改变细胞内外的ORP，从而调控微生物代谢。一般认为，厌氧微生物所需ORP的最适范围为-180~-260 mV[26]。
暗发酵产氢前后体系中的ORP变化结果如图4所示。结果表明，投加与未投加NZVI和ZVI的实验组在反应结束后ORP均有所下降，其中投加NZVI与ZVI的实验组中ORP下降更为显著。投加NZVI的实验组，NZVI-3实验组ORP下降最大，由反应前的−199.6 mV下降至−260.1 mV，是未投加NZVI实验组的1.24倍。其次是NZVI-1实验组，由反应前的−198.5 mV下降至−253 mV，是未投加NZVI实验组的1.20倍。对于投加ZVI的实验组，ZVI-2实验组的ORP下降最大，由反应前的−199.4 mV下降至−292.2 mV，是未投加ZVI实验组的1.39倍。其次是ZVI-1实验组，由反应前的−198.8 mV下降至−254.3 mV，是未投加ZVI实验组的1.21倍。
结合产氢潜力结果分析可知，产氢效果好的NZVI-1实验组(−253 mV)与ZVI-1实验组(−254.3 mV)ORP值相近，均在厌氧微生物最适ORP的范围内，从而有利于产氢性能的提高。分析原因可能是：反应器内的ORP迅速降低，说明分子氧等氧化剂被消耗掉，这可能由于投加的NZVI和ZVI被用作电子供体，铁可作为底物诱导因子，作用于细菌代谢途径中，既能参与细菌的生物氧化过程，又能使反应器内的ORP迅速降低，使ORP维持在产氢的最适范围内，从而提供更好的还原条件[27-29]；另一方面，氢化酶活性和NAD+/NADH平衡产氢均需要较低的ORP[30]。
2.4 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢过程中铁离子浓度的影响
图5表示投加NZVI和ZVI进行暗发酵制氢前后，各实验组发酵液中Fe2+和Fe3+浓度的变化情况。由图5可知，在餐厨垃圾暗发酵制氢前，体系中Fe2+和Fe3+的浓度较低，分别为23.74 mg·L−1和28.52 mg·L−1。反应结束后，未投加NZVI与ZVI的实验组中Fe2+和Fe3+的浓度有所下降，投加NZVI与ZVI的实验组中Fe2+浓度显著上升，而Fe3+浓度略有提升，这证明了NZVI和ZVI是作为电子供体而存在的。铁在产氢细菌的代谢机制中起着至关重要的作用，是形成氢化酶和铁氧还蛋白的重要成分[31]。Fe2+可以促进了生物量的增长和功能基因的表达，从而促进氢气的产生。对于投加NZVI的实验组，NZVI-3实验组中的Fe2+浓度最高，为43.78 mg·L−1，是未投加NZVI实验组的2倍，NZVI-2的Fe2+浓度次之，为42.47 mg·L−1，是未投加NZVI实验组的1.96倍。在投加ZVI的实验组，ZVI-1实验组的Fe2+浓度最高，为38.21 mg·L−1，是未投加ZVI实验组的1.96倍，ZVI-3的Fe2+浓度次高，为36.51 mg·L−1，是未投加ZVI实验组的1.87倍。
图 5 投加NZVI和ZVI对铁离子浓度的影响Figure 5. Effect of adding NZVI and ZVI on the concentrations of iron ion厌氧微生物可以将Fe3+还原为生物利用性更高的Fe2+。在投加NZVI的实验组中，NZVI-2实验组的Fe3+浓度最高，为15.99 mg·L−1，是未投加NZVI实验组的1.72倍，NZVI-1的Fe3+浓度次之，为14.21 mg·L−1, 是未投加NZVI实验组的1.53倍。在投加ZVI的实验组中，ZVI-3实验组的Fe3+浓度最高，为12.12 mg·L−1，是未投加ZVI实验组的1.30倍，ZVI-1的Fe3+浓度次之，为10.34 mg·L−1，是未投加ZVI实验组的1.28倍。
综上所述，在暗发酵制氢体系中投加NZVI和ZVI，可使Fe2+浓度升高，Fe3+浓度略有升高。一方面，这是由于投加的NZVI和ZVI有部分转化为了Fe2+；另一方面是由于微生物对Fe3+的利用将Fe3+还原成Fe2+。但投加NZVI与ZVI浓度过高，铁离子会与蛋白质结合生成难以被生物降解的螯合物，故使产氢潜力下降[32]。
2.5 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢过程pH的影响
反应结束时pH的变化情况如图6所示。由图6可知，NZVI和ZVI对反应器的pH的影响作用并不明显。在暗发酵制氢反应结束时，投加NZVI和ZVI的实验组的pH均在5.5~6.0。在投加NZVI实验组中，pH最高的实验组为NZVI-3实验组(5.71)，最低的为NZVI-1实验组(5.51)。投加ZVI的实验组中，pH最高的为ZVI-3实验组(5.94)，最低的为ZVI-1实验组(5.8)。随着投加NZVI和ZVI浓度的增加，pH也随升高。这可能是由于投加的NZVI和ZVI作为诱导因子作用于细菌代谢途径中，参与了产氢细菌的生物氧化过程，发酵类型为以乙醇型发酵为主的混合型发酵[33]。末端代谢产物中乙醇的占比随着NZVI和ZVI投加量的增加而增大，从而导致了pH的升高。投加NZVI的实验组在反应结束时pH低于未投加NZVI的实验组(5.75)，投加ZVI的实验组在反应结束时pH高于未投加ZVI实验组，这说明与投加ZVI相比，投加NZVI更有利于乙酸的转化，产生的乙酸可使体系pH降低。
2.6 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢过程中酶活性的影响
有机物的暗发酵制氢过程是在一系列酶和辅酶以及中间传递体的作用下完成的一种生物氧化过程。其中，氢化酶是一类能够高效可逆地催化产生氢气的酶，含有双核铁原子的铁氢化酶具有很高的催化活性。脱氢酶中的电子载体铁氧还蛋白是暗发酵生物氧化过程产生氢分子的重要功能蛋白。可见，铁是决定餐厨垃圾暗发酵制氢过程氢化酶和脱氢酶活性的重要物质，对产氢微生物的生长代谢有着重要的影响。
投加不同浓度的NZVI和ZVI对氢化酶和脱氢酶活性的影响结果如图7所示。结果表明，对于未投加NZVI与ZVI的实验组，氢化酶活性分别为2.49 mL·(g·min)−1和2.76 mL·(g·min)−1(以VSS计)。在投加NZVI后，氢化酶活性有所提高，其中，NZVI-3组的氢化酶活性最高，为2.56 mL·(g·min)−1，是未投加NZVI实验组的1.02倍，NZVI-1实验组氢化酶活性次高，为2.55 mL·(g·min)−1。在投加ZVI后，氢化酶活性有显著提高。ZVI-3实验组氢化酶活性(3.96 mL·(g·min)−1)最高，是ZVI-0实验组的1.43倍。ZVI-1实验组次之，为3.54 mL·(g·min)−1。有研究[5]表明，NZVI可以降低培养基中溶解氧的水平，从而提高氢化酶的活性。李永峰等[33]提出金属元素在微生物生命活动中具有重要作用，其对酶的作用主要有2方面：一是作为酶的辅助因子，在酶促反应中运输转移电子、原子或某些功能基团参与氧化还原或运载酰基团作用；二是作为激活剂来提高酶的活性。铁作为铁氧还蛋白及氢化酶重要的组成成分，投加NZVI和ZVI可以提高铁氧还蛋白和氢化酶的活性，促进电子的转移，进而提高产氢效能。
图 7 投加NZVI和ZVI对氢化酶和脱氢酶活性的影响Figure 7. Effect of adding NZVI and ZVI on hydrogenase and dehydrogenase activity对于NZVI-0和ZVI-0实验组，脱氢酶活性分别为128.32 μg·(g·min)−1和140.53 μg·(g·min)−1(以VSS计)。然而，投加NZVI的实验组脱氢酶活性出现了显著下降，由NZVI-0实验组的128.32 μg·(g·min)−1下降到NZVI-1实验组的34.37 μg·(g·min)−1，下降了73.2%。且随着投加NZVI浓度增加，脱氢酶活性继续下降，NZVI-3实验组中脱氢酶活性下降到最低，为8.40 μg·(g·min)−1。在投加ZVI的实验组中，脱氢酶活性有显著的提高。脱氢酶活性在ZVI浓度小于300 mg·L−1时，随着投加ZVI浓度的增加，其由140.53 μg·(g·min)−1提高到150.84 μg·(g·min)−1，提高了7.3%，但当ZVI浓度为300 mg·L−1时，脱氢酶活性下降到80.96 μg·(g·min)−1。这说明过高的ZVI浓度抑制了脱氢酶的活性。结合相关文献，其原因可能是因为铁的投加量过高超出了体系中产氢微生物的所需，而过剩的铁形成了铁盐或亚铁盐，从而使系统的渗透压升高，导致脱氢酶活性的降低[21]。
有研究[34]表明，当金属元素浓度维持在较低水平时，对微生物可以起到激活作用，但当浓度过高时，便会对微生物的酶活性产生抑制作用。由此可见，投加ZVI的同时提高了氢化酶和脱氢酶的活性。结合铁离子浓度变化趋势可知，投加的NZVI和ZVI会向系统环境中释放铁离子，为微生物提供生长代谢过程中所需的铁元素并提高氢化酶活性。但投加NZVI时虽然提高了氢化酶活性，脱氢酶活性却受到了抑制，这可能缘于纳米材料中活性氧的生成和氧化应激反应引起的生物毒性损害了微生物细胞结构，导致细胞死亡，进而影响微生物产氢能力[35]。
由此可见，投加100 mg·L−1 NZVI和ZVI均可有效提高氢化酶活性，投加ZVI还可提高脱氢酶活性，有利于产氢微生物的暗发酵制氢。
3. 结论
1)投加NZVI和ZVI均可显著提高餐厨垃圾暗发酵制氢性能，投加100 mg·L−1 ZVI效果最佳，最大产氢潜力和最大产氢速率分别为425.72 mL和66.32 mL·h−1，是投加NZVI实验组的1.64倍和1.34倍。投加NZVI与ZVI后，末端代谢产物以乙醇、乙酸和丁酸为主，其中乙醇占比最高(53.71%~77.09%)，发酵类型是以乙醇型发酵为主的混合型发酵。
2)投加NZVI和ZVI可使反应体系中ORP显著下降，有利于暗发酵制氢的进行。反应结束后，未投加NZVI与ZVI的实验组中Fe2+和Fe3+的浓度较反应前均有所下降，投加NZVI与ZVI的实验组Fe2+浓度有显著上升，Fe3+浓度略有提升。在投加的NZVI和ZVI浓度为300 mg·L−1时，Fe2+浓度分别是未投加NZVI和ZVI实验组的2倍和1.87倍。
3)投加NZVI和ZVI均可有效提高氢化酶活性，投加100 mg·L−1 ZVI-1实验组氢化酶活性最佳，为3.54 mL·(g·min)−1，是NZVI-1实验组的1.38倍。投加ZVI可同时提高氢化酶和脱氢酶活性，有利于产氢微生物的暗发酵制氢。
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表 1 小麦秸秆和模拟粪便的基本性质
Table 1. Basic properties of wheat straw and simulated human feces
物料名称 含水率/% pH 总碳/% 总氮/% 碳氮比/% 小麦秸秆 4.54±0.78 5.74±0.01 40.68±0.59 1.25±0.06 32.55±1.45 模拟粪便 3.82±0.13 5.76±0.03 49.80±0.25 4.53±0.01 11.01±0.04
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