UASB對(duì)餐廚垃圾和剩余污泥合并處理的試驗(yàn)研究

柯水洲，趙 芬，李 強(qiáng)（.湖南大學(xué)土木工程學(xué)院，湖南　長(zhǎng)沙4008；.中機(jī)國(guó)際工程設(shè)計(jì)研究院有限責(zé)任公司，湖南長(zhǎng)沙4008）

UASB對(duì)餐廚垃圾和剩余污泥合并處理的試驗(yàn)研究

柯水洲1，趙 芬1，李 強(qiáng)2
（1.湖南大學(xué)土木工程學(xué)院，湖南長(zhǎng)沙410082；2.中機(jī)國(guó)際工程設(shè)計(jì)研究院有限責(zé)任公司，湖南長(zhǎng)沙410082）

在中溫（35℃±2℃）條件下，以餐廚垃圾和剩余污泥為原料，采用UASB反應(yīng)器進(jìn)行了兩者合并處理的試驗(yàn)研究，重點(diǎn)考察了合并處理過(guò)程的產(chǎn)氣量和出水COD濃度、p H值、VEA濃度等化學(xué)指標(biāo)的變化。結(jié)果表明: UASB反應(yīng)器對(duì)餐廚垃圾和剩余污泥混合液進(jìn)行連續(xù)厭氧消化處理是穩(wěn)定可行的；該反應(yīng)器在混合厭氧消化時(shí)，最大容積負(fù)荷可達(dá)17.0 gCOD/（L·d），當(dāng)容積負(fù)荷為16.0 gCOD/（L·d）時(shí)，反應(yīng)器R1和R2的沼氣產(chǎn)量都達(dá)到最大，分別為21.19 L/d和19.05 L/d，相應(yīng)的產(chǎn)甲烷量分別為11.65 L/d和10.29 L/d；應(yīng)用Monod方程建立了產(chǎn)氣模型，利用該模型模擬的產(chǎn)氣量與試驗(yàn)實(shí)測(cè)產(chǎn)氣量的相對(duì)誤差小于5%，其可信度高。

餐廚垃圾；剩余污泥；合并處理；UASB反應(yīng)器；容積負(fù)荷；揮發(fā)性酯肪酸（VEA）

餐廚垃圾和剩余污泥的產(chǎn)量逐年增加，兩者的處置問(wèn)題也日益嚴(yán)重［1-2］。厭氧處理技術(shù)工藝簡(jiǎn)單、操作方便、成本低，在餐廚垃圾和剩余污泥資源化處理中的運(yùn)用越來(lái)越廣泛。但已有研究表明［3-5］，餐廚垃圾雖然具有很好的生化性，但是在厭氧消化過(guò)程中水解速度過(guò)快導(dǎo)致有機(jī)酸易積累，且含鹽量高、油脂高，使得反應(yīng)器中的微生物活性易受到抑制。而剩余污泥單獨(dú)處理時(shí)，由于可生化性較低、水解過(guò)程緩慢，導(dǎo)致微生物的營(yíng)養(yǎng)供應(yīng)不足，進(jìn)而限制了剩余污泥厭氧消化的反應(yīng)速率，影響了沼氣的產(chǎn)量［6］。近年來(lái)，人們對(duì)餐廚垃圾與剩余污泥混合處理做了大量的研究和探索。如王永會(huì)等［7］的研究表明餐廚垃圾和剩余污泥混合厭氧消化與餐廚垃圾單獨(dú)厭氧消化相比，能調(diào)節(jié)p H值、氨氮濃度和VEA濃度，縮短產(chǎn)氣周期；高瑞麗等［8］將餐廚垃圾與剩余污泥以不同的比例混合進(jìn)行厭氧消化，結(jié)果表明與兩者單獨(dú)厭氧消化相比，產(chǎn)氣量和產(chǎn)氣速率都有不同程度的增加；Laffitte等［9］和Demirekler等［10］的研究發(fā)現(xiàn)在污泥消化池中加入餐廚垃圾，不僅可以解決餐廚垃圾的污染問(wèn)題，而且還可以稀釋污泥中的有毒物質(zhì)，促進(jìn)物料中的營(yíng)養(yǎng)平衡，增加反應(yīng)池的容積利用率，提高沼氣的產(chǎn)氣量。但目前的研究中餐廚垃圾和剩余污泥的合并處理基本都是采用發(fā)酵瓶進(jìn)行的批式厭氧消化，本試驗(yàn)采用UASB反應(yīng)器對(duì)餐廚垃圾和剩余污泥混合合并處理進(jìn)行連續(xù)式厭氧消化研究，以期為實(shí)際工程應(yīng)用提供依據(jù)。

1　材料與方法

1.1試驗(yàn)材料

本試驗(yàn)中的餐廚垃圾取自湖南大學(xué)某學(xué)生食堂，利用粉碎機(jī)將餐廚垃圾破碎成漿狀，同時(shí)去掉部分油脂，置于4℃冰箱中，備用。剩余污泥取自長(zhǎng)沙市某污水處理廠(chǎng)二沉池，污泥樣品采集后統(tǒng)一放置于4℃冰箱中，備用，為了有良好的進(jìn)液條件，用篩網(wǎng)對(duì)其進(jìn)行過(guò)濾，除去少量大顆粒雜質(zhì)。根據(jù)我國(guó)餐廚垃圾和剩余污泥的年產(chǎn)量比例（餐廚垃圾的年產(chǎn)量約為9 800萬(wàn)t，剩余污泥約為2 600萬(wàn)t，比例約為4∶1），將餐廚垃圾和剩余污泥按照4∶1的比例進(jìn)行混合。為了縮短馴化時(shí)間，兩個(gè)UASB反應(yīng)器R1和R2都采用原處理餐廚垃圾的顆粒污泥作為接種污泥。餐廚垃圾（制漿后）和剩余污泥（濾后）的基本理化性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1　餐廚垃圾和剩余污泥的基本理化性質(zhì)Table 1 Physical-chemical properties of kitchen wastes and residual sludge

1.2試驗(yàn)裝置

本試驗(yàn)裝置工藝流程如圖1所示。單個(gè)UASB反應(yīng)器的空床總?cè)莘e為4.77 L，其中有效容積為3.18 L；UASB反應(yīng)器采用連續(xù)進(jìn)液，水浴保持恒溫（35℃±2℃）。

1.3試驗(yàn)方法

由于UASB反應(yīng)器R1和R2已停止運(yùn)行6個(gè)月，其顆粒污泥中微生物已經(jīng)進(jìn)入休眠期，故在處理餐廚垃圾和剩余污泥之前，首先需對(duì)微生物進(jìn)行復(fù)壯和馴化。

1.3.1啟動(dòng)與復(fù)壯階段

以葡萄糖、氮、磷及微量元素等配制的營(yíng)養(yǎng)液［11］為基質(zhì)，在中溫（35℃±2℃）條件下啟動(dòng)UASB反應(yīng)器，完成對(duì)反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥的培養(yǎng)。復(fù)壯階段兩個(gè)UASB反應(yīng)器的進(jìn)水條件控制見(jiàn)表2。

圖1　UASB反應(yīng)器工藝流程Eig.1 UASB process system

表2　復(fù)壯階段UASB反應(yīng)器的進(jìn)水條件Table 2 Influent conditions in rejuvenation stage

1.3.2馴化階段

馴化階段仍采用中溫（35℃±2℃）條件，兩個(gè)UASB反應(yīng)器的進(jìn)水COD濃度為3 000 mg/L，水力停留時(shí)間控制在24 h，容積負(fù)荷為3.0 g COD/（L·d），餐廚垃圾和剩余污泥的混合漿液在進(jìn)水中的比例逐漸增加，由25%逐步增大至100%，最終完成顆粒污泥的馴化過(guò)程。馴化階段兩個(gè)UASB反應(yīng)器的進(jìn)水條件控制見(jiàn)表3。

表3　馴化階段UASB反應(yīng)器的進(jìn)水條件Table 3 Influent conditions in domestication stage

1.3.3處理階段

UASB反應(yīng)器的復(fù)壯階段和馴化階段完成后，已具備對(duì)餐廚垃圾和剩余污泥合并處理的條件，這時(shí)控制溫度條件為中溫（35℃±2℃），控制進(jìn)水桶漿液的p H值在7.2±0.5范圍內(nèi)（李東等［12］研究表明，調(diào)節(jié)酸化階段p H=7.2的食物垃圾與廢紙聯(lián)合厭氧消化能夠避免揮發(fā)性脂肪酸抑制，保證消化穩(wěn)定性并提高消化性能），水力停留時(shí)間始終控制在24 h，初期進(jìn)水COD濃度為4 000 mg/L，隨后以1 000 mg/L的梯度逐漸提高COD濃度，并最終增加至末期的18 000 mg/L，相應(yīng)的容積負(fù)荷也從最初的4.0 gCOD/（L·d）增加到末期的18.0 gCOD/（L·d）。采用兩個(gè)UASB反應(yīng)器進(jìn)行平行試驗(yàn)，其試驗(yàn)工況相同。

1.4檢測(cè)指標(biāo)與方法

試驗(yàn)中總固體含量（TS）、揮發(fā)性固體含量（VS）采用烘干法測(cè)定［13］；總碳（TC）、總氮（TN）采用哈希測(cè)定儀測(cè)定；化學(xué)需氧量（COD）采用重鉻酸鉀滴定法［13］測(cè)定；揮發(fā)性脂肪酸（VEA）的總量采用比色法測(cè)定［14］；p H值由PHS-3C型p H儀測(cè)定；產(chǎn)氣量采用液體置換法測(cè)定，為了盡量降低氣體在水中的溶解量，提高測(cè)量準(zhǔn)確性，利用飽和NaCl溶液作為置換液；沼氣中甲烷含量通過(guò)液體置換系統(tǒng)測(cè)定［15］。

2　結(jié)果與分析

復(fù)壯階段總共歷時(shí)63 d，在第63 d時(shí)UASB反應(yīng)器R1和R2中的COD去除率都分別達(dá)到了98.5%和96.4%，反應(yīng)器運(yùn)行正常穩(wěn)定，復(fù)壯成功，可進(jìn)入馴化階段。

馴化階段從第64 d至第100 d，總共歷時(shí)37 d，到馴化末期，兩個(gè)UASB反應(yīng)器COD去除率都達(dá)到了97%以上，p H值穩(wěn)定在7.2～8.0之間，產(chǎn)氣量在3.3 L/d左右，達(dá)到了馴化預(yù)期目標(biāo)，可進(jìn)入處理階段。

厭氧消化處理階段從第101 d至第265 d，總共歷時(shí)165 d，在容積負(fù)荷不大于16.0 gCOD/（L·d）時(shí)，即第101～245 d內(nèi)，兩個(gè)UASB反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行，第246～265 d時(shí)，反應(yīng)器逐漸酸化。

2.1處理階段出水COD濃度及其去除率的變化

厭氧消化處理階段兩個(gè)UASB反應(yīng)器出水COD濃度及其去除率的變化情況見(jiàn)圖2和圖3。

由圖2和圖3可以看出:UASB反應(yīng)器R1和R2出水COD濃度在第245 d前基本上在1 000 mg/L以?xún)?nèi)波動(dòng)，且絕大部分在100～600 mg/L之間，COD去除率大都保持在90%以上；UASB反應(yīng)器R1和R2的進(jìn)水容積負(fù)荷每增加一次，出水COD濃度就會(huì)先上升后又下降，這主要是因?yàn)閁ASB反應(yīng)器R1和R2里面的微生物經(jīng)過(guò)馴化已經(jīng)適應(yīng)處理餐廚垃圾和剩余污泥的混合漿液，但當(dāng)提高容積負(fù)荷時(shí)，微生物仍需要適應(yīng)一段時(shí)間，隨后出水COD濃度又穩(wěn)步下降；在第165 d左右，由于UASB反應(yīng)器R2的液面出現(xiàn)大量的絮狀污泥導(dǎo)致出水口堵塞，出水COD濃度突然增大，COD去除率下降，但經(jīng)過(guò)清通調(diào)整后其反應(yīng)器又逐漸恢復(fù)了穩(wěn)定；處理末期，容積負(fù)荷為17.0 gCOD/（L·d）時(shí)，反應(yīng)器R1和R2的COD去除率大幅度下降，繼續(xù)升高容積負(fù)荷至18.0 gCOD/（L·d）時(shí)，兩個(gè)反應(yīng)器出水COD濃度先后超過(guò)4 000 mg/L，COD去除率也降到了60%以下，說(shuō)明UASB反應(yīng)器趨于惡化，容積負(fù)荷已達(dá)到最大。

圖2　處理階段UASB反應(yīng)器出水COD濃度的變化情況Eig.2 Variation of effluent COD concentration with time in processing phase

圖3　處理階段UASB反應(yīng)器COD去除率的變化情況Eig 3 Variation of COD removal rate with time in processing phase

2.2處理階段出水p H值及VFA濃度的變化

厭氧消化處理階段兩個(gè)UASB反應(yīng)器出水p H值和揮發(fā)性脂肪酸（VEA）濃度的變化情況見(jiàn)圖4和圖5。

由圖4和圖5可以看出:處理初期，UASB反應(yīng)器R1和R2出水的p H值一直保持在6.8～8.2范圍內(nèi)，在第245 d以后反應(yīng)器R1和R2出水的p H值開(kāi)始下降，第250 d時(shí)進(jìn)水p H值突然降至6.80，立即增加碳酸氫鈉緩沖溶液進(jìn)行調(diào)整，在第251～252 d出水p H值有短暫上升，然后又大幅度地下降并最終分別降至4.44和3.85（見(jiàn)圖4），說(shuō)明此時(shí)反應(yīng)器已經(jīng)酸化，且不可逆，與朱亞蘭等［16］研究相符。消化初期，反應(yīng)器 R1和R2出水的VEA濃度都有所提高，此時(shí)反應(yīng)器R1和R2出水的VEA濃度（乙酸計(jì)）極大值分別為6.54 mmol/L和6.66 mmol/L，經(jīng)過(guò)一段時(shí)間的運(yùn)行，其VEA濃度都有所下降，每次容積負(fù)荷提高時(shí)VEA濃度都會(huì)有短暫的回升；除了第165 d左右反應(yīng)器R2出水的VEA濃度突然增大以外，反應(yīng)器R1和R2出水的VEA濃度大多在2.0～8.0 mmol/L范圍內(nèi)波動(dòng)，說(shuō)明反應(yīng)器運(yùn)行良好；在第250 d左右VEA濃度突然升高，并在第260 d左右VEA濃度大幅度上升，并分別達(dá)到13.45 mmol/L和16.67 mmol/L，超過(guò)了反應(yīng)器的酸化警戒值12.5 mmol/L，并處于仍在下降的趨勢(shì)中，在第265 d，反應(yīng)器R1和R2的VEA濃度分別達(dá)到18.78 mmol/L和19.77 mmol/L（見(jiàn)圖5）。UASB反應(yīng)器突然酸化，這主要是因?yàn)?①系統(tǒng)容積負(fù)荷過(guò)高使反應(yīng)過(guò)程中的VEA積累，進(jìn)而使反應(yīng)器中的p H值降低，p H值低于6.5后甲烷菌的生長(zhǎng)代謝和對(duì)氫的利用受到抑制，產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌也就不能正常降解丙酸、丁酸和乙醇等，更加快了反應(yīng)器中VEA積累；②末期反應(yīng)器開(kāi)始酸化后，產(chǎn)生的VEA主要以丙酸和丁酸組成［17］，非離子狀態(tài)的酸會(huì)抑制微生物的活性［18］，張波等［19］的研究還表明餐廚垃圾和剩余污泥都含有大量的蛋白質(zhì)，而蛋白質(zhì)分解形成氨，當(dāng)游離氨大量積累時(shí)具有很強(qiáng)的毒性，會(huì)抑制產(chǎn)甲烷菌的生長(zhǎng)；③第250 d時(shí)由于混合液中酸性物質(zhì)過(guò)多，緩沖溶液不夠，使進(jìn)水呈弱酸性，更是加速降低了整個(gè)反應(yīng)器內(nèi)的p H值，雖然立即增加了緩沖溶液調(diào)整，但此時(shí)酸化已不可逆。結(jié)合這些原因，可以推斷UASB反應(yīng)器中形成了惡性循環(huán)并最終導(dǎo)致系統(tǒng)迅速酸化。

圖4　處理階段UASB反應(yīng)器出水p H值的變化情況Eig.4 Variation of p H with time in processing phase

圖5　處理階段UASB反應(yīng)器出水VEA濃度的變化情況Eig.5 Variation of VEA with time in processing phase

2.3處理階段沼氣產(chǎn)量及其甲烷含量的變化

厭氧消化處理階段UASB反應(yīng)器沼氣產(chǎn)量的變化情況見(jiàn)圖6。

圖6　處理階段UASB反應(yīng)器沼氣產(chǎn)量的變化情況Eig.6 Variation of biogas production with time in processing phase

由圖6中可以看出:UASB反應(yīng)器R1和R2的沼氣產(chǎn)量基本上隨著容積負(fù)荷的提高而增加，且第160 d以前兩個(gè)UASB反應(yīng)器的沼氣產(chǎn)量都在穩(wěn)步上升，第160 d后反應(yīng)器R2中的微生物數(shù)量減小，導(dǎo)致其沼氣產(chǎn)量大減，降至4.09 L/d，經(jīng)過(guò)十多天的恢復(fù)，其沼氣產(chǎn)量又上升到正常水平，但后期其沼氣產(chǎn)量一直略低于反應(yīng)器R1；在第240 d左右，兩個(gè)UASB反應(yīng)器沼氣產(chǎn)量達(dá)到最大，反應(yīng)器R1和R2的沼氣產(chǎn)量分別為21.19 L/d和19.05 L/d，此時(shí)容積負(fù)荷為16.0 gCOD/（L·d），隨后雖然容積負(fù)荷有所提升，但沼氣產(chǎn)量卻沒(méi)有相應(yīng)提高，分析可能此時(shí)VEA過(guò)度積累，p H值下降，產(chǎn)甲烷菌受到抑制，所以沼氣產(chǎn)量也急劇下降；直到第264 d左右，反應(yīng)器R1和R2的沼氣產(chǎn)量相繼為零，此時(shí)兩個(gè)反應(yīng)器均酸化。

厭氧消化處理階段兩個(gè)UASB反應(yīng)器所產(chǎn)氣體中甲烷含量的變化情況見(jiàn)圖7。

圖7　處理階段UASB反應(yīng)器所產(chǎn)氣體中甲烷含量的變化情況Eig.7 Variation of methane content with time in processing phase

由圖7可以看出:在厭氧消化初期，兩個(gè)反應(yīng)器所產(chǎn)氣體中的甲烷含量都較低，隨著產(chǎn)甲烷菌對(duì)餐廚垃圾和剩余污泥混合液的不斷適應(yīng)，所產(chǎn)氣體中甲烷含量也逐漸提高，基本在42%～57%之間波動(dòng)，且波動(dòng)較頻繁，與容積負(fù)荷無(wú)明顯關(guān)系，可能與混合液的各組分含量有關(guān)［20］。

3　討 論

3.1合并處理的優(yōu)勢(shì)

吳陽(yáng)春［21］的研究表明，餐廚垃圾單獨(dú)處理時(shí)，在進(jìn)水有機(jī)物濃度為12.0 gCOD/L時(shí)，沼氣產(chǎn)量達(dá)到最大，為16.5 L/d，相應(yīng)的產(chǎn)甲烷量為8.10 L/d。本試驗(yàn)中在容積負(fù)荷為16.0 gCOD/（L·d）時(shí)，UASB反應(yīng)器R1和R2的沼氣產(chǎn)量達(dá)到最大，分別為21.19 L/d和19.05 L/d，相應(yīng)的產(chǎn)甲烷量分別為11.65 L/d和10.29 L/d，經(jīng)對(duì)比分析可知，相對(duì)于餐廚垃圾單獨(dú)處理，加入剩余污泥后的合并處理容積負(fù)荷提高了33.3%，沼氣產(chǎn)量提高了21.9%，甲烷含量提高了35.4%。

戴前進(jìn)等［22］的研究表明，剩余污泥的消化性能差、產(chǎn)氣率低，不適合單獨(dú)厭氧消化。而本試驗(yàn)將餐廚垃圾和剩余污泥合并處理，在水力停留時(shí)間為24 h的條件下，COD去除率就可以穩(wěn)定在90%以上，這說(shuō)明剩余污泥中加入餐廚垃圾之后，有機(jī)物降解更充分，消化性能更好。

3.2產(chǎn)氣模型的建立

對(duì)有機(jī)物進(jìn)行厭氧生物降解是一個(gè)復(fù)雜的過(guò)程，不僅包括微生物作用，還包括生物化學(xué)作用。厭氧生物動(dòng)力學(xué)就是把這種復(fù)雜的厭氧消化過(guò)程用簡(jiǎn)單明了的數(shù)學(xué)表達(dá)式加以描述。一個(gè)好的厭氧生物動(dòng)力學(xué)模型能準(zhǔn)確地預(yù)測(cè)出試驗(yàn)結(jié)果，并且可為系統(tǒng)的運(yùn)行和維護(hù)提供參考依據(jù)，能較好地提高系統(tǒng)的穩(wěn)定性及處理效率，大大減少系統(tǒng)的運(yùn)行費(fèi)用。

為了便于建立厭氧生物動(dòng)力學(xué)模型，需考察主要因素對(duì)有機(jī)物降解與甲烷產(chǎn)量的影響，從而建立起相對(duì)簡(jiǎn)便有效的產(chǎn)氣模型。在對(duì)UASB反應(yīng)器進(jìn)行具體分析之前，需先做以下幾點(diǎn)假設(shè):①UASB反應(yīng)器在整個(gè)運(yùn)行過(guò)程中始終處于穩(wěn)定狀態(tài)；②待處理的餐廚垃圾和剩余污泥混合液中不含具有活性的微生物，剩余污泥只作為基質(zhì)為反應(yīng)器內(nèi)的厭氧微生物提供有機(jī)物，且廢液中的有機(jī)物均溶于水中；③UASB反應(yīng)器內(nèi)的微生物一直處于對(duì)數(shù)增殖期，厭氧顆粒污泥均質(zhì)增長(zhǎng)，密度均勻；④UASB反應(yīng)器內(nèi)有機(jī)物經(jīng)過(guò)微生物降解后所產(chǎn)生的氣體全部視為甲烷。

在反應(yīng)器理論與Monod方程的基礎(chǔ)上，經(jīng)過(guò)一定假設(shè)和詳細(xì)分析后，根據(jù)實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)對(duì)其進(jìn)行擬合，確定相應(yīng)的模型中的待求參數(shù)，可得到產(chǎn)氣模型如下:

將求得的產(chǎn)氣模型與反應(yīng)器R1和R2厭氧消化處理階段的實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)進(jìn)行誤差分析，結(jié)果顯示反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)，反應(yīng)器R1和R2的相對(duì)誤差分別為0.54%～6.35%和0.05%～4.93%，說(shuō)明該模型可信度高，可作為工程運(yùn)用的參考依據(jù)。

4　結(jié) 論

（1）在中溫試驗(yàn)條件下，采用UASB反應(yīng)器對(duì)餐廚垃圾和剩余污泥進(jìn)行合并厭氧消化處理是連續(xù)穩(wěn)定可行的，在容積負(fù)荷為16 gCOD/（L·d）時(shí)，沼氣產(chǎn)量最大，COD去除率較高，建議在此負(fù)荷運(yùn)行，且運(yùn)行過(guò)程中應(yīng)隨時(shí)檢測(cè)并控制進(jìn)水p H值，以防止因進(jìn)水酸化導(dǎo)致反應(yīng)器酸化。

（2）將餐廚垃圾和剩余污泥合并處理優(yōu)于單獨(dú)處理，可以提高容積負(fù)荷和沼氣產(chǎn)量；污泥中難降解的有機(jī)物加入餐廚垃圾中易處理的有機(jī)物后，有利于前者的處理。

（3）基于Monod方程的產(chǎn)氣模型，與UASB反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)的實(shí)際產(chǎn)氣量相對(duì)誤差基本小于

5%，可信度高，能夠較好地預(yù)測(cè)餐廚垃圾和剩余污泥合并處理過(guò)程中的甲烷產(chǎn)量。

［1］胡新軍，張敏，余俊鋒，等.中國(guó)餐廚垃圾處理的現(xiàn)狀、問(wèn)題和對(duì)策［J］.生態(tài)學(xué)報(bào)，2012，31（14）:4575-4584.

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Study on the Co-digestion of Kitchen Wastes and Residual Sludge in UASB Reactors

KE Shuizhou1，ZHAO Een1，LI Qiang2
（1.College of Civil Engineering，Hunan University，Changsha 410082，China；2.China Machinery International Engineering Design and Research Institute Co.，Ltd.，Changsha 410082，China）

This paper uses kitchen wastes and residual sludge as the raw material to conduct continuous anaerobic digestion in UASB reactors under the condition of the medium temperature（35℃±2℃）.In the anaerobic co-digestion process，the paper monitors chemical index changes of p H value，COD，volatile fatty acids（VEA）in digested liquid and gas production.The results show that the anaerobic digestion is stable and feasible；the maximum organic load of the mixture system achieves 17.0 gCOD/（L·d）.When the load is 16.0 gCOD/（L·d），the maximum gas productions of the two reactors（R1and R2）reach 21.19 L/d and 19.05 L/d，of which the methane production is 11.65 L/d and 10.29 L/d respectively.The paper applies Monod equation to establishing the gas dynamic model，which proves high credibility for the relative error of the gas production between the test and the simulation is within 5%.

kitchen wastes；residual sludge；co-digestion；UASB reactor；organic load；volatile fatty acids

X799.3

A

10.13578/j.cnki.issn.1671-1556.2015.05.010

1671-1556（2015）05-0059-05

2015-02-02

2015-03-10

柯水洲（1964—），男，碩士，教授，主要從事給水與廢水處理技術(shù)等方面的研究。E-mail:szkyr@126.com