AnMBR用于餐廚垃圾和剩余污泥共發(fā)酵的性能研究

魯 斌,龔 凱,蔣紅與,李 倩*,陳 榮

AnMBR用于餐廚垃圾和剩余污泥共發(fā)酵的性能研究

魯 斌1,龔 凱1,蔣紅與2,李 倩1*,陳 榮1

(1.西安建筑科技大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院,陜西 西安 710055；2.北控水務(wù)(中國(guó))投資有限公司,北京 100020)

通過連續(xù)實(shí)驗(yàn)和活性實(shí)驗(yàn),系統(tǒng)地研究了厭氧膜生物反應(yīng)器(AnMBR)在不同有機(jī)負(fù)荷(OLR)條件下處理餐廚垃圾和剩余污泥的效率、穩(wěn)定性及動(dòng)力學(xué)特征.結(jié)果表明,AnMBR在各工況下(OLR:3.22～12.92gCOD/(L·d))能夠穩(wěn)定運(yùn)行.其中在OLR為6.48gCOD/(L·d)時(shí)運(yùn)行性能最優(yōu),其甲烷產(chǎn)量為(4335±2)mL/d,甲烷產(chǎn)率為(361.2±0.2)mLCH4/gCODremoval,COD的去除率維持在(98.6±0.9)%,pH值穩(wěn)定在7.71±0.03.當(dāng)OLR超過12.92gCOD/(L·d),反應(yīng)器內(nèi)揮發(fā)性脂肪酸(VFA)達(dá)到了6108mgCOD/L.膜污染以濾餅層污染為主; 利用高通量測(cè)序(HTS)探究了系統(tǒng)中微生物的演變情況,菌是優(yōu)勢(shì)細(xì)菌屬,在OLR為6.48gCOD/(L·d)時(shí)其相對(duì)豐度最高(20.1%),菌是優(yōu)勢(shì)古菌屬,隨著OLR增加相對(duì)豐度均維持在67%以上;比產(chǎn)甲烷活性實(shí)驗(yàn)表明隨著OLR的增加,產(chǎn)甲烷菌對(duì)乙酸的降解能力不斷提高.研究結(jié)果將為AnMBR處理餐廚垃圾和剩余污泥共發(fā)酵系統(tǒng)的最優(yōu)工況選擇提供參考依據(jù).

厭氧膜生物反應(yīng)器；共消化；發(fā)酵性能；比產(chǎn)甲烷活性；膜污染

隨著城市化速度加快和人們生活水平提高,餐廚垃圾和污水處理廠剩余污泥的年產(chǎn)量逐漸增加,其資源化的問題受到越來越廣泛的關(guān)注.在單獨(dú)處理餐廚垃圾的厭氧消化工藝中,由于餐廚垃圾易水解和高C/N比的特性,容易造成揮發(fā)性脂肪酸(VFA)大量積累,使得厭氧消化處理效果降低,甚至系統(tǒng)崩潰.相反,剩余污泥中的C/N比較低,其高含氮量能夠形成較強(qiáng)的pH值緩沖體系,但剩余污泥中重金屬含量高等因素會(huì)在厭氧發(fā)酵過程中產(chǎn)生不利影響[1].因此將餐廚垃圾和剩余污泥進(jìn)行共發(fā)酵可以平衡C/N比、稀釋有毒組分等,克服單基質(zhì)發(fā)酵的弊端,從而有效提高資源的回收效率[2-3].但由于有機(jī)廢棄物厭氧發(fā)酵往往采用完全混合式的發(fā)酵系統(tǒng) (CSTR),不能夠?qū)崿F(xiàn)水力停留時(shí)間(HRT)和污泥停留時(shí)間(SRT)的完全分離,在較低的HRT條件下會(huì)導(dǎo)致比增長(zhǎng)速率較慢的產(chǎn)甲烷菌的流失而使得能源轉(zhuǎn)化效率低以及造成系統(tǒng)穩(wěn)定性的破壞,制約其資源化的利用[4].

厭氧膜生物反應(yīng)器(AnMBR)是結(jié)合厭氧生物處理技術(shù)和膜處理技術(shù)的一種新型技術(shù),其膜組件的截留作用能夠?qū)崿F(xiàn)HRT和SRT的解耦從而克服傳統(tǒng)CSTR發(fā)酵系統(tǒng)在低HRT條件下污泥流失的問題[5].目前AnMBR應(yīng)用于各類污廢水的處理中,包括市政污水[6]、工業(yè)廢水[7]等方面均取得了較好的成效.對(duì)于AnMBR處理高固有機(jī)廢棄物方面,國(guó)內(nèi)外學(xué)者主要針對(duì)不同單一基質(zhì)的降解效率進(jìn)行了大量的研究,例如,Cheng等[8]進(jìn)行了中空纖維型厭氧膜生物反應(yīng)器在不同有機(jī)負(fù)荷條件下對(duì)餐廚垃圾的研究,指出在有機(jī)負(fù)荷(OLR)為9.72gCOD/ (L·d)時(shí)生物氣產(chǎn)量和有機(jī)物的去除效率均處于較高的水平并且優(yōu)于完全混合式厭氧反應(yīng)器.但是對(duì)于AnMBR處理餐廚垃圾和剩余污泥共發(fā)酵性能的研究仍需要進(jìn)一步探索.

厭氧發(fā)酵作為一種復(fù)雜的生化過程,是在許多微生物的共同作用下完成的,產(chǎn)酸細(xì)菌和產(chǎn)甲烷細(xì)菌的動(dòng)態(tài)平衡決定了厭氧發(fā)酵過程的穩(wěn)定性.因此在厭氧發(fā)酵過程中對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)的表征和微生物群落的變化的研究是必要的[9],目前眾多研究者著重關(guān)注微生物群落在不同工況下的演變情況,而忽略了微生物活性的變化.Li等[10]指出系統(tǒng)中VFA濃度在不超載的情況下,通過增加OLR可以提高單一VFA的比產(chǎn)甲烷活性(SMA).然而在AnMBR處理餐廚垃圾和剩余污泥共發(fā)酵系統(tǒng)中生物的活性變化與VFA積累之間的關(guān)系尚不明確.

基于此,本研究考察了在不同OLR條件下AnMBR處理餐廚垃圾和剩余污泥的運(yùn)行特性,明確發(fā)酵系統(tǒng)的最優(yōu)運(yùn)行條件;同時(shí)利用比產(chǎn)甲烷活性實(shí)驗(yàn)和高通量測(cè)序來分析了系統(tǒng)中VFA的甲烷化動(dòng)力學(xué)特性和微生物群落演變特征,為AnMBR處理餐廚垃圾和剩余污泥共發(fā)酵系統(tǒng)提供研究基礎(chǔ).

1 材料與方法

1.1 餐廚垃圾和剩余污泥

本實(shí)驗(yàn)所用餐廚垃圾參考學(xué)生食堂餐廚垃圾主組分進(jìn)行人工配制,其主要成分包括(基于濕重,質(zhì)量分?jǐn)?shù)):大米(15%)、面條(10%)、土豆(20%)、白菜(20%)、胡蘿卜(13.8%)、豬肉(10%)、雞肉(2%)、雞蛋(5%)、油(1%)、鹽(0.2%)[11],剩余污泥取自西安市第五污水處理廠.餐廚垃圾和剩余污泥以4:1(基于干重,質(zhì)量比)[12]的比例混合后,將混合物破碎至1mm以下,用自來水將基質(zhì)總固體(TS)調(diào)至9.5%～ 10.0%,儲(chǔ)存于4℃的基質(zhì)罐里.共發(fā)酵基質(zhì)的基本理化性質(zhì)見表1.

表1 共發(fā)酵基質(zhì)的理化性質(zhì)

1.2 實(shí)驗(yàn)運(yùn)行

1.2.1 實(shí)驗(yàn)裝置 本研究所采用的AnMBR的有效容積為2.5L,膜組件是平板膜,其膜面積和膜孔徑分別是0.03m2和0.2μm.AnMBR 的運(yùn)行過程,維持操作溫度在 37℃,系統(tǒng)中產(chǎn)生的氣體由氣泵連續(xù)再循環(huán),氣體流速控制在6L/min;出水通過蠕動(dòng)泵控制,產(chǎn)氣量采用氣體流量計(jì)檢測(cè).基質(zhì)儲(chǔ)存在溫度恒為4℃的基質(zhì)罐中且連續(xù)攪拌,進(jìn)料由蠕動(dòng)泵控制.AnMBR的實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示.

圖1 中溫厭氧膜生物反應(yīng)器(AnMBR)示意

1.2.2 實(shí)驗(yàn)工況 本實(shí)驗(yàn)共分為6個(gè)階段,啟動(dòng)階段和HRT遞增階段(5個(gè)階段),其運(yùn)行參數(shù)見表2,其中啟動(dòng)階段設(shè)定起始負(fù)荷(以COD計(jì))為(1.82±0.38) gCOD/(L·d),測(cè)定產(chǎn)氣量、氣體組分、VFA、堿度和pH值.穩(wěn)定運(yùn)行后即認(rèn)為系統(tǒng)成功啟動(dòng),調(diào)整HRT為30d,然后逐漸縮短HRT至7.5d.

1.3 比產(chǎn)甲烷活性實(shí)驗(yàn)

結(jié)合本實(shí)驗(yàn)中主要VFA的類型,分別以3000mg/L乙酸鈉和丙酸鈉為基質(zhì)進(jìn)行比產(chǎn)甲烷活性實(shí)驗(yàn)[13].在120mL的血清瓶中進(jìn)行混勻,為保證實(shí)驗(yàn)在厭氧條件下進(jìn)行,用氮?dú)鈱?duì)瓶中空氣置換2min.隨后將血清瓶置37℃水浴搖床中,5min后釋放頂空熱膨脹產(chǎn)生的壓力.對(duì)于H2/CO2,將體積比為4:1的H2/CO2加壓氣體通入瓶子中以排出瓶子頂空空氣,使瓶子最終壓力達(dá)到141.8kPa,然后向瓶子中注入1mL的Na2S·9H2O使其達(dá)到完全厭氧狀態(tài).實(shí)驗(yàn)得出的結(jié)果利用Gompertz方程[14]對(duì)產(chǎn)甲烷過程進(jìn)行擬合.

式中:為某階段時(shí)刻產(chǎn)甲烷潛能,mL;0為某階段最大產(chǎn)甲烷潛能,mL;max為某階段最大產(chǎn)甲烷速率,mL/h ; e = 2.718281828;0為遲滯期;為活性實(shí)驗(yàn)持續(xù)時(shí)間,h.

比產(chǎn)甲烷活性(SMA)通過公式(2)進(jìn)行計(jì)算:

式中:SMA為比產(chǎn)甲烷活性,gCH4-COD/(gVSS×d)為污泥量, gVSS.

數(shù)據(jù)與圖形處理使用Microsoft office Excel 2010軟件,Gompertz 擬合采用 Origin pro 8.0.

1.4 膜阻實(shí)驗(yàn)

通過在線記錄儀檢測(cè)了跨膜壓差(TMP)的變化,在數(shù)值接近于50kPa時(shí),對(duì)膜組件進(jìn)行清洗.將取出的膜浸入清水中,在清洗前進(jìn)行清水過濾試驗(yàn),測(cè)定了膜通量和總壓.隨后進(jìn)行膜的清洗,清洗方案分為4個(gè)步驟,首先用1.5L超純水脫附2h.去除濾餅層阻力(c),然后用1.5L超純水反沖洗洗去凝膠層阻力(g),接著取240mg/L次氯酸鈉1.5L進(jìn)行反沖洗,脫附24h,去除膜孔內(nèi)有機(jī)物引起的阻力(p-org),最后用1.5L的3000mg/L的檸檬酸反沖洗,脫附2h,去除膜孔內(nèi)無機(jī)物引起的阻力(p-inorg),每個(gè)清洗步驟完成后,需進(jìn)行清水過濾試驗(yàn),測(cè)量剩余阻力.最后應(yīng)用內(nèi)擴(kuò)撒模型(RIS)模型對(duì)各污垢部分的阻力進(jìn)行量化,并對(duì)各部分對(duì)總阻力的貢獻(xiàn)進(jìn)行評(píng)價(jià)[8].

1.5 分析方法

1.5.1 物化分析 堿度的測(cè)定采用酸堿滴定法;pH值采用便攜式pH計(jì)(Horiba,日本);蛋白質(zhì)和多糖分別采用Folin-酚試劑法和苯酚-硫酸分光光度計(jì)法.CH4、CO2、N2和 H2采用氣相色譜法(GC-PE680,美國(guó)),填充色譜柱固定相(Porapak Q)進(jìn)樣口溫度為130℃,柱溫箱溫度為140℃,TCD溫度為160℃,載氣為氬氣,流速4mL/min;氣體產(chǎn)量采用氣體流量計(jì);VFA采用氣相色譜(GC-Shimadzu2014,日本),色譜柱為DB-FFAP,FID檢測(cè)器溫度為230℃,進(jìn)樣口溫度為200℃,程序升溫至100℃保持2min,以10℃/min的速率上升到120℃并保持2min,再以5℃/min的速率上升到200℃并保持2min.

1.5.2 甲烷產(chǎn)率計(jì)算 公式如下:

式中:為甲烷產(chǎn)率,mLCH4/gCODremoval;CH4為甲烷產(chǎn)量,mL;COD進(jìn)為進(jìn)料 COD,gCOD;COD出為出水COD,gCOD;COD截為膜截留的COD,gCOD.

1.5.3 微生物降解率 計(jì)算公式

式中:為微生物降解率,%;CH4為甲烷產(chǎn)量,mL; COD進(jìn)為進(jìn)料COD,gCOD;350為1gCOD的甲烷轉(zhuǎn)換量.

1.5.4 DNA提取 為了研究不同負(fù)荷條件下微生物群落結(jié)構(gòu)變化,對(duì)各個(gè)階段的微生物群落進(jìn)行檢測(cè).取4mL液體樣品,分多次加入滅菌的2mL離心管中,1000r/min室溫離心3min,棄置上層液體,倒置于吸水紙上1min,直至沒有液體流出.然后使用PowerSoil?DNAIsolation Kit按照制造商的說明進(jìn)行操作提取DNA(MOBIO,USA).將提取的DNA儲(chǔ)存在-20℃環(huán)境下等待進(jìn)一步分析.

1.5.5 高通量測(cè)序 采用以16S-rRNA為靶點(diǎn)的高通量測(cè)序(HTS)對(duì)細(xì)菌和古細(xì)菌群落進(jìn)行了分析.用引物341F和806R進(jìn)行細(xì)菌DNA擴(kuò)增,使用50mLPCR反應(yīng)混合物進(jìn)行PCR擴(kuò)增, PCR擴(kuò)增方法如下:(1)94℃下持續(xù)3min;(2)94℃下持續(xù)30s,45℃下持續(xù)20s,60℃下持續(xù)30s,循環(huán)5個(gè)周期;(3)94℃下持續(xù)20s,55℃下持續(xù)20s,72℃下持續(xù)30s,循環(huán)20個(gè)周期;(4)72℃下持續(xù)10min,然后在10℃下冷卻.細(xì)菌和古細(xì)菌經(jīng)過PCR擴(kuò)增前向引物結(jié)合獨(dú)特的條形碼,這樣就可以識(shí)別出光照序列中的每個(gè)樣品.用DNA純化試劑盒純化PCR產(chǎn)物,用DNA檢測(cè)試劑盒(美國(guó)Qubit 20DNA)測(cè)定純化后的DNA濃度.

高通量由上海生工有限公司采用Illumina Miseq測(cè)序系統(tǒng)(Illumina,USA)進(jìn)行檢測(cè).根據(jù)條形碼和過濾標(biāo)準(zhǔn),初始過程使用核糖體數(shù)據(jù)庫(kù)項(xiàng)目(RDP)熱測(cè)序通道對(duì)所含序列進(jìn)行分類.使用FLASH合并對(duì)原始DNA片段進(jìn)行讀取,之后使用PRINSEQ對(duì)這些合并的讀取進(jìn)行質(zhì)量控制.接著使用UCHIME篩選出PCR嵌合體.使用RDP分類齊全在引導(dǎo)程序截止點(diǎn)80%處對(duì)序列進(jìn)行軸序分類,利用RDP通量模塊計(jì)算多樣性指數(shù).

2 結(jié)果與討論

2.1 AnMBR運(yùn)行效果分析

2.1.1 AnMBR的運(yùn)行特性 連續(xù)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)見圖2,并對(duì)其中一些指標(biāo)在表2中進(jìn)行了總結(jié).當(dāng)系統(tǒng)成功啟動(dòng)后,通過將HRT從30d縮短至5d,使系統(tǒng)OLR從3.22gCOD/(L·d)提升至19.81gCOD/(L·d),隨著實(shí)驗(yàn)的進(jìn)行,生物氣產(chǎn)量(圖2a)從1.1L/(L·d)穩(wěn)定增加至4.4L/(L·d),甲烷占比持續(xù)維持在(60±1.2)%,當(dāng)OLR達(dá)到19.8gCOD/(L·d)時(shí),生物氣產(chǎn)量急劇下降至1.6L/(L·d),此時(shí)甲烷占比下降至42.6%.在穩(wěn)定運(yùn)行階段(OLR:3.22～12.92gCOD/(L·d)),反應(yīng)器內(nèi)pH值維持在7.5～7.8范圍內(nèi),VFA的最大濃度達(dá)到2094mgCOD/L,低于產(chǎn)甲烷菌的VFA抑制濃度(5000mgCOD/L)[13],其中各階段乙酸濃度均低于330mgCOD/L,而丙酸濃度在OLR為12.92gCOD/ (L·d)時(shí)迅速升高至1608mgCOD/L,該現(xiàn)象可能是由于在過高的負(fù)荷下,水解酸化速率與VFA互營(yíng)氧化產(chǎn)甲烷速率不平衡加劇,且利用丙酸的微生物的活性相對(duì)于其他VFA而言較低造成的[15].當(dāng)HRT縮短至5d,OLR達(dá)到19.8gCOD/(L·d)時(shí),總揮發(fā)性脂肪酸(TVFA)大量積累至6108mgCOD/L,pH值下降至6.11,系統(tǒng)酸敗.

2.1.2 OLR對(duì)AnMBR效能及穩(wěn)定性的影響 反應(yīng)器的效能以及緩沖能力是評(píng)價(jià)反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行的重要指標(biāo).不同OLR條件下,系統(tǒng)的甲烷產(chǎn)率如圖3(a)所示.隨著OLR的增加,甲烷產(chǎn)率從276mLCH4/ gCODremoval增加至361mLCH4/gCODremoval,在OLR超過6.48gCOD/(L·d)時(shí)甲烷產(chǎn)率略微下降,但仍平均維持在293mLCH4/gCODremoval,相比于傳統(tǒng)的CSTR發(fā)酵系統(tǒng)來說,處于較高的水平,其具體的對(duì)比見表3.在本研究中,系統(tǒng)中COD的去除率(圖3b))基本維持在(98.6±0.9)%.根據(jù)式4計(jì)算可知,其中59.6%～79.6%的COD是由于微生物的降解利用,20.4%～40.4%的COD則是由于膜對(duì)顆粒態(tài)有機(jī)物的截留作用而去除.

表2 AnMBR反應(yīng)器的運(yùn)行參數(shù)

注:N.D.表示未檢測(cè)出;TA表示總堿度.

圖2 不同OLR條件下AnMBR的性能指標(biāo)

表3 反應(yīng)器運(yùn)行性能與其他研究中的對(duì)比

注:FW表示餐廚垃圾,WAS表示剩余污泥.

在餐廚垃圾和剩余污泥共發(fā)酵體系中,大量的蛋白質(zhì)水解產(chǎn)生的NH4+-N能夠與系統(tǒng)中的CO2結(jié)合產(chǎn)生NH4HCO3從而中和反應(yīng)器中的VFA,確保反應(yīng)器維持在一個(gè)合適的pH值范圍[16].如圖3(c)所示,氨氮濃度和堿度在OLR超過9.7gCOD/(L×d)時(shí)顯著下降,但其濃度仍處于較高的水平,分別大于1700和2500mg/L,能夠提供足夠的堿度維持系統(tǒng)的穩(wěn)定性.然而當(dāng)OLR超過12.92gCOD/(L×d)時(shí),堿度降低至(3225±225)mg- CaCO3/L,此時(shí)不足以中和反應(yīng)器內(nèi)的VFA而造成系統(tǒng)的pH值和甲烷產(chǎn)量下降.有研究表明[17],堿度和VFA之間的平衡會(huì)顯著影響厭氧消化過程的穩(wěn)定性,因此可以引入總揮發(fā)性脂肪酸/總堿度(TVFA/TA)的比值來作為系統(tǒng)穩(wěn)定性的指標(biāo).當(dāng)TVFA/TA低于0.4時(shí),說明系統(tǒng)處于穩(wěn)定狀態(tài)[17].由圖3d可知,當(dāng)OLR低于12.92gCOD/(L·d)時(shí),該比值較低,而當(dāng)OLR超過該負(fù)荷時(shí),系統(tǒng)中堿度急劇下降,TVFA/ TA升至1.89,遠(yuǎn)大于反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行的TVFA/TA失穩(wěn)值,與此同時(shí),pH值驟降至6.11以下,系統(tǒng)酸敗.因此,為了使系統(tǒng)維持在穩(wěn)定運(yùn)行的狀態(tài),需要及時(shí)向其中投入一定的堿度,使系統(tǒng)處于一個(gè)合適的pH值環(huán)境.

圖3 不同OLR條件下的甲烷產(chǎn)率、COD去除率和生物降解率、堿度和氨氮濃度以及TVFA/TA

2.2 膜污染特性

在長(zhǎng)期的連續(xù)實(shí)驗(yàn)中,對(duì)AnMBR的總固體(TS)和揮發(fā)性固體(VS)濃度進(jìn)行了監(jiān)測(cè),如圖4(a)所示.在OLR為3.22gCOD/(L·d),TS和VS濃度均呈上升狀態(tài),隨后分別穩(wěn)定在41.6和24.5g/L.在OLR達(dá)到12.92gCOD/(L×d)時(shí),TS和VS急劇升高至56.1和36.8g/L.該結(jié)果可能是因?yàn)樵谠撾A段丙酸在反應(yīng)器中的大量積累對(duì)微生物產(chǎn)生了毒性,致使其對(duì)底物的利用率降低,從而使得固體物質(zhì)在反應(yīng)器中發(fā)生積累.為了進(jìn)一步探究膜污染特性,通過在線記錄儀檢測(cè)了TMP的變化,其結(jié)果如圖4(b)所示.膜污染速率(dTMP/d)隨著OLR的增加從0.72kPa/d增加至2.30kPa/d,OLR的增加提高了對(duì)膜污染的影響,這可能是TS和VS的升高增加了膜過濾阻力,降低了膜通量的原因.

通過膜阻實(shí)驗(yàn)和RIS模型定量分析了膜污染,其結(jié)果如圖4(c)所示,在OLR為3.22gCOD/(L·d)時(shí),濾餅層阻力(c)、有機(jī)孔塞阻力(p-org)、無機(jī)孔塞阻力(p-inorg)以及膜本身阻力(m)的占比依次為80%、12%、6%和2%,這說明濾餅層污染是膜阻塞的主要原因;在OLR為12.92gCOD/(L·d)時(shí)c、p-org、p-inorg、m依次為85%、9%、4%和2%,膜污染仍主要為濾餅層污染.根據(jù)其結(jié)果可知,隨著負(fù)荷的增加,c所占的比例隨之增加,這可能是因?yàn)檫^高的OLR條件會(huì)直接導(dǎo)致溶解性有機(jī)物的積累,吸附在膜表面而加重膜污染.

圖4 實(shí)驗(yàn)運(yùn)行過程中的TS、VS、TMP以及膜阻分布

2.3 微生物的特性分析

2.3.1 細(xì)菌和古菌群落變化分析 通過高通量測(cè)序探究了系統(tǒng)中細(xì)菌和古菌群落的變化,為了能夠進(jìn)一步探究細(xì)菌群落的演變情況,利用RDA分析了環(huán)境因子對(duì)相對(duì)豐度高于1%的細(xì)菌群落的影響.由圖5可以看出,屬于Chloroflexi門的菌是優(yōu)勢(shì)菌屬,其相對(duì)豐度在各階段依次為6.18%、8.4%、20.1%、10.77%和8.07%,菌能夠提高系統(tǒng)的水解和發(fā)酵速率,且能夠促進(jìn)有機(jī)物到乙酸的轉(zhuǎn)化速率[20];菌[21]屬能夠通過克蘭反應(yīng)代謝系統(tǒng)中的氨基酸產(chǎn)生VFA和NH4+-N,產(chǎn)酸細(xì)菌菌[4]的相對(duì)豐度呈現(xiàn)出與菌屬相同的增長(zhǎng)趨勢(shì),隨著OLR的增加其相對(duì)豐度分別依次為0.57%、0.17%、0.34%、0.85%、2.94%和0.01%、0.03%、0.04%、1.06%、2.56%.根據(jù)圖6(a)可知,菌和菌均與TVFA的濃度呈顯著正相關(guān),該現(xiàn)象說明這兩種菌容易在高負(fù)荷條件下富集生長(zhǎng),并且能夠適應(yīng)高濃度VFA環(huán)境;菌[22]是另外一種蛋白質(zhì)降解菌屬,可最終產(chǎn)生乙酸和丙酸等物質(zhì).菌可以吸收氨基酸產(chǎn)生乙酸,其相對(duì)豐度隨著OLR的增加而減少?gòu)?.45%逐漸降低至0.45%,此外,根據(jù)圖6(a)所示, 產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸細(xì)菌菌[11]與丙酸成正相關(guān)關(guān)系,這是因?yàn)樵摼饕ㄟ^降解丙酸和丁酸產(chǎn)生乙酸和氫氣,說明該菌大量富集能夠提高系統(tǒng)對(duì)丙酸的降解能力,菌的相對(duì)豐度在OLR為9.7gCOD/(L·d)時(shí)達(dá)到最大值2.31%,該結(jié)果可能因?yàn)樵诖穗A段丙酸含量較多而促進(jìn)了菌的生長(zhǎng).

圖5 微生物的相對(duì)豐度分布

如圖5(b)所示,菌作為系統(tǒng)中最主要的古菌屬,其相對(duì)豐度隨著OLR的增加逐漸從67.07%增加至97.24%,在OLR超過9.7gCOD/(L·d)時(shí)呈現(xiàn)下降趨勢(shì),該菌屬作為兼性產(chǎn)甲烷菌,在乙酸濃度較高的環(huán)境下更有利于其生長(zhǎng)[23]根據(jù)RDA分析(圖6b)菌與丙酸成正相關(guān)關(guān)系,說明系統(tǒng)中對(duì)于丙酸的處理能力與該菌的富集生長(zhǎng)有關(guān),提高系統(tǒng)中菌的相對(duì)豐度可能在一定程度上能夠提高對(duì)丙酸的降解能力,此外,該菌與堿度呈正相關(guān)關(guān)系,說明它能夠在高堿度環(huán)境下富集生長(zhǎng),在本研究中,各階段堿度均處于較高水平,也就可能是菌成為優(yōu)勢(shì)菌屬的原因之一;菌和菌是氫營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌,菌隨著OLR增加至12.92gCOD/(L·d)其相對(duì)豐度也隨之增長(zhǎng)到22.58%,相反菌的相對(duì)豐度在OLR超過6.48gCOD/(L·d)后逐漸從8.54%降至0.08%,這可能是因?yàn)榫鷮?duì)氫氣的利用速率大于菌而抑制了菌的生長(zhǎng)[22].

根據(jù)RDA分析(圖6b)可知,菌與TVFA呈正相關(guān)關(guān)系,說明它能夠適應(yīng)較高濃度的VFA環(huán)境,這也可能是菌在OLR為12.92gCOD/(L·d)時(shí)相對(duì)豐度較高的原因.

表4 乙酸、丙酸和H2/CO2的Rmax及SMA

注:max單位為mL/h;SMA單位為gCH4-COD/(gVSS×d).

圖7 乙酸、丙酸和H2/CO2的SMA

2.3.2 比產(chǎn)甲烷活性 污泥的比產(chǎn)甲烷活性可以反映污泥具有的COD去除以及甲烷生產(chǎn)的潛力.本研究進(jìn)行了以乙酸鈉、丙酸鈉以及H2/CO2為底物的產(chǎn)甲烷菌的活性實(shí)驗(yàn),并利用Gompertz方程(式1)對(duì)其累計(jì)產(chǎn)甲烷曲線進(jìn)行擬合,并利用公式2計(jì)算各階段的SMA(表4).如圖7所示,隨著OLR從4.85gCOD/(L×d)增加至12.92gCOD/(L×d),乙酸的SMA從0.27gCH4-COD/(gVSS·d)增加至0.74gCH4- COD/(gVSS×d),且較高于丙酸和H2/CO2的SMA,較高的乙酸活性可能是處于穩(wěn)定階段的反應(yīng)器中乙酸基本沒有積累的原因.丙酸的SMA隨著OLR的提高逐漸提高,系統(tǒng)中降解丙酸的互營(yíng)氧化菌得到不斷強(qiáng)化,而在OLR為12.92gCOD/(L×d)時(shí),丙酸的SMA趨于平緩,系統(tǒng)中出現(xiàn)了大量的丙酸積累.當(dāng)以H2/CO2作為底物時(shí),其SMA隨著OLR的增加基本保持不變,當(dāng)OLR達(dá)到12.92gCOD/(L·d)后迅速增長(zhǎng)至0.50gCH4-COD/(gVSS·d),這可能是因?yàn)樵谠撾A段系統(tǒng)中出現(xiàn)較高的氫分壓而使得氫營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌的活性增加.

3 結(jié)論

3.1 系統(tǒng)在OLR為6.48gCOD/(L·d)條件下運(yùn)行性能最優(yōu),COD去除率最高,甲烷產(chǎn)量和甲烷產(chǎn)率分別達(dá)到了(4335±2)mg/L和(361.2±0.2)mLCH4/gCODremoval,在該階段的膜污染速率也相對(duì)較低.

3.2 通過長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)系統(tǒng)的TMP以及膜阻分析,可以得出系統(tǒng)中的膜污染主要為濾餅層污染.

3.3菌是優(yōu)勢(shì)細(xì)菌屬,在OLR為6.48gCOD/(L·d)時(shí)其相對(duì)豐度最高為20.1%,菌是優(yōu)勢(shì)古菌屬,隨著OLR增加相對(duì)豐度均維持在67%以上.

3.4 通過比產(chǎn)甲烷活性實(shí)驗(yàn)結(jié)果可知,隨著OLR的提高,乙酸和丙酸的SMA均相應(yīng)增加,但乙酸的SMA處于較高水平,因此系統(tǒng)中幾乎沒有乙酸積累,在OLR 為12.92gCOD/(L×d)時(shí),丙酸的SMA增幅顯著下降,而導(dǎo)致系統(tǒng)中的丙酸含量明顯增加.

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Performance of AnMBR for the co-digestion of food waste and waste activity sludge.

LU Bin1, GONG Kai1, JIANG Hong-Yu2, LI Qian1*, CHEN Rong1

(1.Department of Environment and Municipal Engineering, XI’an University of Architecture and Technology, Xian 710055, China；2.Beijing Enterprises Water (China) Investment Co., Ltd, Beijing 100020, China)., 2021,41(5)：2290～2298

Continuous experiments and activity experiments were conducted to systematically explore the effect of anaerobic membrane bioreactor (AnMBR) on the efficiency, stability, and kinetic characteristics of the treatment of food waste and waste activated sludge under different organic loading rates (OLRs). The results indicated that AnMBR can operate stably under various working conditions (OLR: 3.22～12.92gCOD/(L·d)).When the OLR was 6.48gCOD/(L·d), the methane production was (4335±2)mL/d, the methane yield (calculated as COD) was (361.2±0.2)mLCH4/gCODremoval, the COD removal efficiency was maintained at (98.6±0.9)%, and the pH was stable at 7.71±0.03. When the OLR exceeded 12.92gCOD/(L·d), the volatile fatty acid in the reactor reached 6108mg COD/L. Membrane fouling was dominated by cake layer fouling. High-throughput sequencing was used to characterize the evolution of microorganisms in the system.was the dominant genus of bacteria, and its relative abundance was highest (20.1%) when the OLR was 6.48gCOD/(L·d).was the dominant genus of archaea, and its relative abundance was maintained above 67% as the OLR increased. Specific methanogenic activity experiments showed that with the increase of OLR, the ability of methanogens to degrade acetic acid continues to increase.. The results of this research provide useful information for the selection of optimal working conditions of AnMBR treatment for the co-digestion of food waste and waste activated sludge.

anaerobic membrane bioreactor；co-digestion；digester stability；specific methanogenic activity (SMA)；membrane fouling

X703

A

1000-6923(2021)05-2290-09

魯 斌(1995-),男,湖南常德人,西安建筑科大學(xué)碩士研究生,主要研究方向?yàn)椴蛷N垃圾厭氧厭氧生物處理.

2020-10-13

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(52070148)

* 責(zé)任作者, 副教授, Qian.LI@xauat.edu.cn