环境科学  2019, Vol. 40 Issue (2): 994-1002   PDF    
引用本文
袁宏林, 马静, 邢保山, 温俊伟, 韩宇乐, 李倩, 王晓昌. 污泥停留时间对餐厨垃圾与剩余污泥中温厌氧混合发酵系统的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(2): 994-1002.
YUAN Hong-lin, MA Jing, XING Bao-shan, WEN Jun-wei, HAN Yu-le, LI Qian, WANG Xiao-chang. Influence of Sludge Retention Time on the Performance and Stability of Mesophilic Anaerobic Co-digestion of Food Waste with Waste Activated Sludge[J]. Environmental Science, 2019, 40(2): 994-1002.
污泥停留时间对餐厨垃圾与剩余污泥中温厌氧混合发酵系统的影响
袁宏林, 马静, 邢保山, 温俊伟, 韩宇乐, 李倩, 王晓昌     
西安建筑科技大学环境与市政工程学院, 西北水资源与环境生态教育部重点实验室, 国家城市非传统水资源开发利用国际科技合作基地, 陕西省污水处理与资源化工程技术研究中心, 陕西省环境工程重点实验室, 西安 710055
收稿日期: 2018-08-14; 修订日期: 2018-08-28
基金项目: 国家自然科学基金项目(51608430);陕西省教育厅重点实验室项目(17JS077)
作者简介: 袁宏林(1965~), 男, 博士, 教授, 主要研究方向为固体废物资源化处理技术, E-mail:hlyuan@xauat.edu.cn
摘要: 采用连续搅拌釜式反应器（CSTR）成功启动了餐厨垃圾与剩余污泥混合发酵平行系统，重点探究了不同污泥停留时间（SRT）缩减幅度对于餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统的影响.结果表明，较大幅度地缩减SRT（>8.3 d）提升反应器运行负荷，不利于反应器的稳定运行；随着反应器运行负荷的增加，SRT缩减幅度应逐渐降低（5~0.9 d），能够取得餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统的高负荷稳定运行.经过282 d的运行，CSTR混合发酵系统能够在SRT为9.1 d，进料负荷（以COD计）为（12.9±1.5）g·（L·d）-1的条件下稳定运行，相应的甲烷产量为3.94~4.25 L·（L·d）-1，甲烷产率（以COD计）为288~302 mL·g-1，pH和挥发性脂肪酸（VFA，以COD计）分别稳定在7.80~7.83和0.32~0.39 g·L-1.此外，还探究了高负荷条件下餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵污泥特性，结果表明，餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统甲烷转化途径以乙酸转化途径为主，具有较高的乙酸、丙酸、丁酸和戊酸的产甲烷活性和辅酶F420的质量摩尔浓度.
关键词: 厌氧混合发酵      甲烷      餐厨垃圾      剩余污泥      污泥停留时间(SRT)      稳定性     
Influence of Sludge Retention Time on the Performance and Stability of Mesophilic Anaerobic Co-digestion of Food Waste with Waste Activated Sludge
YUAN Hong-lin , MA Jing , XING Bao-shan , WEN Jun-wei , HAN Yu-le , LI Qian , WANG Xiao-chang     
Key Laboratory of Northwest Water Resource, Environment and Ecology, Ministry of Education, International Science & Technology Cooperation Center for Urban Alternative Water Resources Development, Engineering Technology Research Center for Wastewater Treatment and Reuse, Shaanxi Province, Key Laboratary of Environmental Engineering, Shaanxi Province, School of Environmental & Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055, China
Abstract: Two parallel digestion systems of food waste (FW) and waste-activated sludge (WAS) were successfully initiated using a continuous stirred-tank reactor (CSTR), and the effect of different reduction extents of sludge retention time (SRT) on the co-digestion of FW and WAS was investigated. SRT Reduction extents longer than 8.3 d were not conducive to the stable operation of the co-digestion system when the organic load rate (OLR) was increased. The reduction extent of SRT should be reduced gradually from 5 d to 0.9 d to achieve high load and stable operation of the co-digestion of FW and WAS. After a long-term operation (approximately 282 d), the co-digestion reached stable operation at SRT of 9.1 d and OLR (calculated by COD) of (12.9±1.5) g·(L·d)-1. The corresponding methane production, methane yield (calculated by COD), pH, and volatile fatty acid (VFA, calculated by COD) were 3.94-4.25 L·(L·d)-1, 288-302 mL·g-1, 7.80-7.83, and 0.32-0.39 g·L-1, respectively. Additionly, the sludge characteristics of the co-digestion of FW and WAS under a high loading rate were also investigated. The results showed that the primary pathway of methane conversion was through acetic acid during the co-digestion of FW and WAS. Meanwhile, higher methanogenic activity of acetic acid, propionic acid, butyric acid, valeric acid, and coenzyme F420 concentration were also measured.
Key words: anaerobic co-digestion      methane      food waste      waste activated sludge      sludge retention time (SRT)      stability     

随着世界经济发展和人口增长, 餐厨垃圾作为城市固废的重要成分, 其产量呈持续增加的趋势[1~3].餐厨垃圾任意排放不仅造成环境污染, 还造成资源浪费[4].在诸多治理措施中, 厌氧消化工艺被认为是一种能够有效实现餐厨垃圾资源化利用的方法[5, 6].餐厨垃圾进行厌氧消化过程中可转化成生物气(50%~70%甲烷和25%~50%二氧化碳)用于发电或加热[7, 8].然而, 目前许多单独厌氧消化处理餐厨垃圾的厌氧消化工艺单元, 由于微生物基质来源单一造成营养失衡和餐厨垃圾极易水解容易导致挥发性脂肪酸(VFA)大量积累等原因, 使其厌氧消化降解效率较低[9].

与此同时, 剩余污泥作为城市污水处理厂的主要副产物之一, 其处理成本大约占污水处理厂运营成本的50%[10, 11].由于剩余污泥厌氧消化过程中能够释放NH4+形成较强的pH缓冲体系, 同时能够调节基质C/N比, 因此将餐厨垃圾与剩余污泥进行混合发酵逐渐成为国内外学者研究的热点[9, 12].为最大限度地增加餐厨垃圾与剩余污泥产甲烷效率, 国内外学者针对不同的基质混合比[13~15]、消化温度[12]和进料频率[6]等问题进行了大量的研究.然而, 关于不同污泥停留时间(SRT)对餐厨垃圾与剩余污泥单相混合发酵反应器运行性能影响的研究较少, 同时对于SRT缩短幅度对混合发酵反应器性能的影响鲜见报道. SRT越低, 相应地厌氧消化反应器的体积越小、基建和运营成本越低.因此, 如何实现最短的SRT, 同时拥有最大的产甲烷速率, 是其大规模工业化应用亟待解决的重要问题.

本研究构建了两个半连续平行运行的中温餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵连续搅拌釜式反应器(CSTR), 通过缩短SRT(100~9.1 d)增加有机负荷[OLR, 以COD计, (1.69±0.03)~(12.9±1.5) g·(L·d)-1], 考察SRT和OLR对餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵反应器性能的影响.同时, 通过平行反应器长时间(282 d)的半连续稳定运行, 探究了小幅度缩短SRT对于取得更高负荷混合发酵体系的可行性.此外, 还考察了低SRT高负荷条件下餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统稳定运行后消化污泥的产甲烷活性及其辅酶F420的质量摩尔浓度.

1 材料与方法 1.1 实验装置

如图 1所示, 本研究采用的反应器为CSTR反应器, 内径为90 mm, 柱体高130 mm, 总体积为0.83 L, 有效体积为0.70 L, 底部配有磁力搅拌器, 转速为120~130 r·min-1.反应器水浴温度为37~39℃. CSTR反应器进料模式为先出料后进料, 进料泵和出料泵均配有定时器, 定期校正进料泵和出料泵, 维持CSTR反应器内有效体积不变.

图 1 实验装置流程示意 Fig. 1 Schematic diagram of continuously stirred-tank reactor setup and operation

1.2 餐厨垃圾、剩余污泥和接种污泥

本研究所使用的餐厨垃圾依据学生食堂餐厨垃圾主成分进行人工模拟配制[6].餐厨垃圾的主要成分及其组成详见表 1.剩余污泥取自西安市第五污水处理厂.为实现较高的产甲烷速率, 剩余污泥与餐厨垃圾混合比例设定为1:4(基于湿重)[13, 14], 混合物破碎至1 mm以下, 然后用自来水将基质总固体(TS)调至9.0%~9.5%, 储存于4℃的基质罐里.接种污泥取自西安市汉斯啤酒厂中温消化罐[16], 接种污泥体积为0.7 L.接种污泥和餐厨垃圾与剩余污泥的混合基质的主要理化特性如表 2所示.

表 1 模拟餐厨垃圾的组成成分(湿重, 质量分数)1)/% Table 1 Composition of FW based on wet weight/%

表 2 接种污泥和混合基质的理化特性1) Table 2 Physicochemical properties of seed sludge and feedstock

1.3 实验策略

本实验同步平行运行两个CSTR反应器(CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ), 分为3个阶段:启动阶段、SRT递减阶段和高负荷运行阶段, 其运行参数详见表 3和表 4.其中, 启动阶段:设定起始负荷(以COD计)为(1.69±0.03) g·(L·d)-1(SRT=100 d), 测定产气量、气体组分、VFA和出料pH, 同时测定基质和出料的TCOD和SCOD; 运行稳定后增加进料和出料频次, 每次进出料体积不变且缩短间隔时间; 运行负荷经(2.58±0.31) g·(L·d)-1(SRT=50 d)增加至(5.08±0.61) g·(L·d)-1(SRT=33.3 d), 稳定运行后即认为餐厨垃圾和剩余污泥单相混合发酵系统启动成功. SRT递减阶段:调整SRT为50 d, 逐渐缩短SRT至9.1 d, 每个阶段运行稳定后小幅度增加进出料次数(7 mL·次-1), 对应缩短每次进出料间隔时间.高负荷运行阶段:缩短SRT至9.1 d, 运行负荷调整为(12.9±1.5) g·(L·d)-1, 稳定运行后持续运行4个SRT, 测定高负荷条件下消化污泥对乙酸、丙酸、丁酸、戊酸和H2/CO2的降解速率, 同时测定消化污泥中辅酶F420的浓度, 进一步判定低SRT高负荷条件下餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统高负荷稳定运行的可行性.

表 3 CSTR-Ⅰ反应器运行参数 Table 3 Operation parameters of CSTR-Ⅰ reactor

表 4 CSTR-Ⅱ反应器运行参数 Table 4 Operation parameters of CSTR-Ⅱ reactor

1.4 测定项目与方法

TS、VS、COD、NH4+-N和碱度的测定采用标准方法[17]; pH采用便携式pH计(Horiba, 日本); 蛋白质和多糖分别采用Folin-酚试剂法[18]和硫酸-蒽酮法[19]. CH4、CO2、N2和H2采用气相色谱(GC-PE680, 美国), 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; VFA采用气相色谱(GC-Shimadzu2014, 日本), 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.厌氧消化转化速率(水解速率、酸化速率、乙酸化速率和甲烷化速率)、产甲烷活性和辅酶F420的测定分别依据Li等[12]和Reynolds等[20]所述的方法进行. C、H、O、N和S元素采用高温裂解有机元素分析仪进行测定(Vario PYRO cube, 德国).

2 结果与讨论 2.1 餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵启动阶段

在SRT和OLR(以COD计)分别为100 d和(1.69±0.03) g·(L·d)-1的条件下, 启动餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵反应器CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ.两反应器启动过程中OLR、SRT和运行时间等参数详见表 3、表 4和图 2.运行稳定后通过逐渐缩短SRT增加运行负荷, 相应地生物气产量(GP)和甲烷产量(MP)逐渐增加, 甲烷在生物气中占比均稳定在55%~66%(图 3). pH和VFA的变化趋势能够直观说明反应器运行状况.在启动过程中, 两反应器内pH为7.91~8.98, 产甲烷菌最适pH为7.0~7.8[21], 同时VFA(以COD计)最大浓度为388 mg·L-1, 低于产甲烷菌VFA抑制浓度(以COD计)为5 000 mg·L-1[22](图 4).在启动阶段末期, SRT和OLR分别为33.3 d和(5.08±0.61) g·(L·d)-1的条件下, GP和MP分别为0.75 L·(L·d)-1和0.50 L·(L·d)-1(图 3), 且无VFA累积现象, 表明餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统启动成功.

图 2 两平行反应器(CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ)运行过程中有机负荷和污泥停留时间的变化 Fig. 2 Experimetal conditions of SRTs and OLRs applied throughout the experiment for the two parallel reactors (CSTR-Ⅰ and CSTR-Ⅱ)

图 3 不同SRT条件下生物气产量、甲烷产量和生物气中甲烷占比 Fig. 3 Biogas production, methane production, and CH4 in biogas at different tested SRTs

图 4 不同SRT条件下CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ反应器中VFA和pH的变化 Fig. 4 VFA concentration and pH temporal profiles throughout the process at different STRs: CSTR-Ⅰ and CSTR-Ⅱ

2.2 SRT递减阶段 2.2.1 生物气产量、甲烷产量和甲烷占比

餐厨垃圾和剩余污泥成功启动后, 调整SRT为50 d, 进入SRT递减阶段(图 2).其中, 各个阶段GP、MP和生物气中甲烷占比变化如图 3所示. SRT由50 d逐渐缩短至9.1 d, CSTR-Ⅰ的GP和MP分别由(0.34±0.06) L·(L·d)-1和(0.15±0.06) L·(L·d)-1逐渐增加至(6.16±1.47) L·(L·d)-1和(3.83±0.95) L·(L·d)-1; 平行运行的CSTR-Ⅱ的GP和MP与CSTR-Ⅰ变化趋势一致, 相应地GP和MP分别由0.30±0.07 L·(L·d)-1和(0.15±0.05) L·(L·d)-1逐渐增加至(6.27±1.17) L·(L·d)-1和(3.85±0.72) L·(L·d)-1(图 3), 显著高于采用相同基质且最大运行负荷[(17.0±0.8) g·(L·d)-1]时CSTR反应器的生物气产量[5.85 L·(L·d)-1][6].甲烷在生物气中的占比在整个SRT调整过程中逐渐趋于稳定.在SRT由50 d经33.3 d调整为25 d时, SRT缩短幅度较大, 相应地甲烷占比由(58±5)%经(69±4)%逐渐稳定为(67±2)%; 后续SRT缩短幅度较小, 经7次小幅度调整, 逐渐将SRT由25d缩短为9.1d, CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ生物产气中甲烷占比分别稳定在(64±3)%和(64±2)%.根据表 1中餐厨垃圾和剩余污泥混合基质的元素组成和Buswell方程[23], 计算理论生物气中甲烷占比为60%. Li等[6]采用相同的基质组成, 在CSTR稳定运行阶段, 相应地生物气中甲烷占比为58%~70%, 与本研究结果一致.

2.2.2 VFA和pH

VFA和pH是判定厌氧消化系统稳定运行的重要指标[24~26].不同SRT条件下, CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ中pH和VFA变化如图 4所示.第1阶段, 设定SRT为50 d, 稳定运行28 d后缩短SRT为33.3 d进入第2阶段, CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ中的pH显著下降, 同时出现大量乙酸和丙酸等挥发性有机酸累积.当持续运行9 d时, CSTR-Ⅰ和CSRT-Ⅱ中的TVFA均达到最大值, 分别为18.80 g·L-1和21.96 g·L-1, 相应地VFA/碱度比值分别为4.20和4.62, 均大于消化系统稳定运行TVFA/碱度文献建议值0.4[27, 28]. Kafle等[29]的研究表明当反应器内TVFA大于10 g·L-1时, 会抑制产甲烷菌活性.同时pH分别降至7.44和7.46, 处于产甲烷菌的最适pH (7.3~7.8)范围内[24, 30].同时, 启动阶段相同负荷条件下CSRT-Ⅰ和CSTR-Ⅱ均能够稳定运行.因此维持反应器运行条件不变, 持续运行9~12 d后反应器内TVFA逐渐降至5 g·L-1以下, pH逐渐增至8.0以上.

第2阶段与启动阶段相比, 负荷相同且SRT幅度递减相同, CSRI-Ⅰ和CSTR-Ⅱ均同步出现了大量VFA累积的现象, 而启动阶段均未出现VFA积累现象.对比分析, 其原因可能在于第2阶段SRT为50 d时稳定运行时间较长, 反应器内菌群较为均衡, 当较大幅度降低SRT为33.3 d时, 负荷冲击较为明显; 而启动阶段, SRT为50 d时相应地运行时间较短, 反应器内菌群处于持续演变过程, 缩短SRT为33.3 d时, 负荷冲击不明显.当SRT递减阶段调整SRT为33.3 d且稳定运行11~17 d后, 持续缩短SRT为25 d时(SRT缩短幅度为8.3d), CSRI-Ⅰ反应器内pH (8.61±0.19)无明显波动(表 3), TVFA最大为0.35 g·L-1, CSTR-Ⅱ反应器内仅在前3 d出现较高的TVFA累积[(2.24~6.53) g·L-1], 随后即稳定在0.52 g·L-1以下.

第3~9阶段, SRT缩短幅度由5 d逐渐降低至1.1 d, 均未出现TVFA累积现象(图 4), 同时pH不低于8.0且波动较小, CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ运行稳定.因此, 通过缩短SRT提高CSTR负荷时, 对于长期稳定运行后的反应器, SRT的缩短幅度最好不超过8 d.当SRT缩短为9.1 d时, CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ运行负荷为(12.9±1.5) g·(L·d)-1, 反应器内pH不低于7.5, VFA平均为0.30 g·L-1.而采用相同基质和反应器构型的研究结果表明, 当OLR为(12.5±1.4) g·(L·d)-1时, 反应器内出现了大量的丙酸积累[(3.05±1.11) g·L-1].而丙酸通常作为反应器性能恶化的重要指示参数.因此, 本研究采用SRT小幅度且幅度递减的策略能够取得相同负荷条件下更稳定的餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统.

2.2.3 TCOD去除率和厌氧消化反应速率

不同SRT条件下餐厨垃圾和剩余污泥中温混合发酵系统(CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ)的TCOD去除率如图 5所示. SRT缩减第1阶段, SRT为50 d时, CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ的TCOD去除率分别为(74±5)%和(70±2)%. SRT缩减第2阶段, CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ的TCOD去除率分别降至为(68±8)%和(63±10)%. SRT缩减第3阶段至第9阶段, TCOD去除率逐渐增加且趋于稳定[(73±2)%和(72±2)%].由此可知, SRT为9.1 d时, 餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统仍能够稳定运行.

图 5 不同SRT条件下TCOD的平均去除率变化 Fig. 5 Average median values of organic matter removal of TCOD at different SRTs

厌氧消化过程主要包括水解、酸化、乙酸化和甲烷化这4个步骤[31], SRT递减阶段稳定运行条件下各个步骤的反应速率如图 6所示. SRT递减第1阶段, CSRI-Ⅰ的水解速率、酸化速率、乙酸化速率和产甲烷速率分别为(75±2)%、(79±2)%、(79±2)%和(79±2)%, 相应地CSTR-Ⅱ中的4种反应速率分别为(73±6)%、(77±6)%、(77±6)%和(76±6)%.然而, SRT递减第2阶段, CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ的水解速率波动较大, 且产甲烷速率分别降低为71%和65%, 与VFA的大量积累有关.第3~9阶段, 4种速率均呈现稳步增加的趋势.相比于酸化速率、乙酸化速率和产甲烷速率, 水解速率的波动较大(图 6).当SRT为10 d时, CSTR-Ⅰ中水解速率、酸化速率、乙酸化速率和产甲烷速率最大, 分别为86%、90%、90%和90%;当SRT为14.3 d时, CSTR-Ⅱ中水解速率、酸化速率、乙酸化速率和产甲烷速率最大, 分别为83%、88%、88%和87%(图 6).两反应器的水解速率、酸化速率、乙酸化速率和产甲烷速率均高于相同基质类型、反应器构型和OLR条件下研究结果[12].其原因可能主要与SRT小幅度缩减、接种污泥差异和驯化时间等因素有关.由图 6可知:第7~9阶段, 两反应器中4种反应速率趋于稳定, 与VFA、pH、GP和MP变化趋势一致.由此推测可知:两反应器具有实现更高负荷餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统稳定运行的潜能.

图 6 不同SRT条件下运行稳定后厌氧消化4个步骤反应速率 Fig. 6 Conversion ratios of the four anaerobic digestion steps during the steady period at different tested SRTs

2.2.4 物料平衡

不同SRT条件下餐厨垃圾和剩余污泥中温混合发酵系统(CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ)的物料平衡如图 7所示.可溶性COD(SCOD)和颗粒态COD(PCOD)之和为总COD (TCOD)[31].在逐渐缩减SRT增加反应器运行负荷的过程中, 两平行反应器进料的SCOD和PCOD占比分别为(41±6)%和(59±6)%.不同SRT条件下, 相应地CSTR-Ⅰ出料中甲烷占比(以COD计)分别为74%、68%、72%、75%、73%、79%、81%、79%、81%和78%[图 7(a)]; CSTR-Ⅱ出料中甲烷占比(以COD计)分别为70%、63%、71%、73%、71%、72%、70%、72%、74%和76%[图 7(b)].由于水解和酸化作用, 使得反应器出料中SCOD和PCOD与进料基质相比均降低[32].当SRT为12.5 d和10 d时, CSTR-Ⅰ的甲烷占比(以COD计)最大为81%;当SRT为14.3 d和11.1 d时, CSTR-Ⅱ的甲烷占比(以COD计)最大为86%.该结果与图 6(d)中CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ的产甲烷速率一致.

图 7 不同SRT条件下CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ反应器中COD的平衡 Fig. 7 COD mass balances at different tested SRTs: CSTR-Ⅰ and CSTR-Ⅱ

2.3 高负荷运行阶段

当SRT缩减阶段运行至第9阶段后, 继续缩小SRT至9.1 d, 进入高负荷运行阶段.由图 3~7可知, 在高负荷条件下以更小的SRT缩减幅度增加反应器运行负荷(以COD计)至(12.9±1.5) g·(L·d)-1, 稳定运行3个SRT后, CSTR-Ⅰ的GP和MP分别稳定在(6.48±0.71) L·(L·d)-1和(4.25±0.67) L·(L·d)-1, pH和VFA(以COD计)分别稳定在(7.83±0.09)和(0.39±0.11) g·L-1; CSTR-Ⅱ的GP、MP、pH和VFA分别稳定在(6.31±0.83) L·(L·d)-1、(3.94±0.52) L·(L·d)-1、(7.80±0.17)和(0.32±0.19) g·L-1.相应地CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ的TCOD去除率分别为(77±4)%和(76±6)%, 水解速率、酸化速率、乙酸化速率和甲烷化速率均维持在以往的较高水平, 物料平衡中CH4-COD占比较SRT为10 d时略有上升.

在SRT和OLR分别为9.1 d和(12.9±1.5) g·(L·d)-1的条件下, CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ稳定运行4个SRT时, 取样测试污泥的乙酸、丙酸、丁酸和戊酸产甲烷活性和H2/CO2产甲烷活性及其辅酶F420的浓度, 结果如表 5所示.其中, 乙酸、丙酸、丁酸和戊酸产甲烷活性测定时各种初始酸浓度(以COD计)均为5 g·L-1.各种酸的产甲烷速率显著高于H2/CO2产甲烷速率, 说明消化污泥产甲烷途径主要是乙酸转化途径, 氢气转化途径较少.消化污泥对相同浓度的各种酸的转化速率大小依次为:乙酸>丁酸>戊酸>丙酸.其中, 利用乙酸和丁酸产甲烷速率(以CH4-COD/VSS计) [0.52~0.64 g·(g·d)-1和0.63~0.52 g·(g·d)-1]是Li等[12]研究相同基质中温混合发酵系统乙酸和丁酸产甲烷速率(以CH4-COD/VSS计) [0.2 g·(g·d)-1和0.1~0.2 g·(g·d)-1]的2.5~3和3~6倍, 与高温(55℃)混合发酵系统的乙酸产甲烷速率相当.此外, CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ中消化污泥的辅酶F420 (以VSS计)分别为0.78 μmol·g-1和0.86 μmol·g-1, 显著高于其他消化污泥的辅酶F420质量摩尔浓度(0.006~0.49 μmol·g-1)[33].因此, 通过小幅度缩减SRT的策略, 能够有效避免负荷冲击对消化菌群的影响, 进而逐渐驯化获得更高活性的混合发酵菌群.

表 5 CSTR-Ⅰ和CSTR-Ⅱ内消化污泥各种酸和氢气产甲烷活性及其辅酶F420 Table 5 Specific methanogenic activity (SMA) from acetate, propionate, butyrate, valerate and H2, and F420 content in CSTR-Ⅰ and CSTR-Ⅱ

3 结论

餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统启动成功后, 重点考察了不同SRT对于CSTR混合发酵系统的影响, 同时探究了小幅度缩减SRT的策略对于实现高负荷混合发酵系统的可行性及其稳定运行特性.结果表明: ①一定负荷条件下运行稳定后, 通过缩减SRT增加反应器运行负荷时, SRT缩减幅度较大(>8.3 d)会导致反应器内pH、VFA、水解速率、酸化速率、乙酸化速率、产甲烷速率和TCOD去除率等出现较大波动, 不利于反应器的稳定运行; ②经过9个阶段逐渐缩短SRT的长时间调控和运行, 进料负荷(以COD计)相对较高时[5.11~12.9 g·(L·d)-1], 缩减SRT增加负荷的同时逐渐降低SRT缩减幅度(5 d逐渐降低至0.9 d), 能够实现餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统在低SRT高负荷条件下的高效稳定运行.

参考文献
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