黃 月， 趙明星， 楊莉麗， 阮文權(quán)*

（1.江南大學(xué) 環(huán)境與土木工程學(xué)院，江蘇 無(wú)錫 214122；2.江蘇省厭氧生物技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 無(wú)錫 214122）

餐廚垃圾與剩余污泥混合消化產(chǎn)甲烷性能及動(dòng)力學(xué)分析研究

黃 月1，2， 趙明星1，2， 楊莉麗1，2， 阮文權(quán)*1，2

（1.江南大學(xué) 環(huán)境與土木工程學(xué)院，江蘇 無(wú)錫 214122；2.江蘇省厭氧生物技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 無(wú)錫 214122）

將餐廚垃圾與剩余污泥作為底物，設(shè)置VS質(zhì)量比分別為1∶0，0∶1和1∶1 3組對(duì)照組，通過(guò)產(chǎn)甲烷性能和動(dòng)力學(xué)的分析來(lái)研究單獨(dú)厭氧消化與混合消化。結(jié)果表明在整個(gè)運(yùn)行期間，除了可以提高產(chǎn)甲烷的效率，混合消化組還能縮短餐廚垃圾單獨(dú)厭氧消化的產(chǎn)甲烷時(shí)間，其甲烷產(chǎn)量為233.394 mL/gVS，比餐廚垃圾與剩余污泥單獨(dú)厭氧消化計(jì)算值198.939 mL/gVS提高17.4%，利用一級(jí)動(dòng)力學(xué)模擬3組產(chǎn)甲烷量，相關(guān)性系數(shù)R2均大于0.989。餐廚垃圾組、剩余污泥組和混合消化組的G∞分別為276.5、113.955mL/gVS和248.81mL/gVS，與實(shí)際測(cè)量值285.24、112.238mL/gVS和233.94mL/gVS相近。同時(shí)對(duì)反應(yīng)過(guò)程中的pH、VFAs、SCOD以及脫氫酶進(jìn)行了對(duì)比分析，相比于餐廚垃圾的單獨(dú)厭氧消化，添加一定的剩余污泥可以平衡營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，降低反應(yīng)體系的酸化，使混合后的底物具有較大的緩沖能力，提高系統(tǒng)穩(wěn)定性；而對(duì)剩余污泥單獨(dú)厭氧消化而言，添加一定的餐廚垃圾可以增加有機(jī)物含量，提高了產(chǎn)甲烷處理效果。混合消化組的脫氫酶酶活在整個(gè)反應(yīng)過(guò)程都大于餐廚垃圾單獨(dú)消化，最大值為657.2 TFμg/（mL·h）。

餐廚垃圾；厭氧消化；剩余污泥；甲烷；動(dòng)力學(xué)模型

隨著我國(guó)經(jīng)濟(jì)和居民平均生活水平的大幅度提高，城市生活垃圾的產(chǎn)量也在急劇上升[1]。城市生活垃圾中有機(jī)物質(zhì)的重要來(lái)源是餐廚垃圾，其主要組成部分是食物纖維類(lèi)、可溶性總糖、動(dòng)物脂肪類(lèi)等有機(jī)物質(zhì)，特點(diǎn)是含固體量高、脂肪高、鹽分高以及易腐爛發(fā)臭、易生物降解等[2]，因此餐廚垃圾含有的大量營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，是厭氧消化獲取甲烷的理想基質(zhì)[3]，但餐廚垃圾因?yàn)橛袡C(jī)質(zhì)含量高，從而酸抑制及氨氮抑制等現(xiàn)象容易在厭氧發(fā)酵過(guò)程中發(fā)生，使得反應(yīng)過(guò)程進(jìn)行緩慢，甚至?xí)?dǎo)致運(yùn)行的失敗[4]。

另一方面，我國(guó)城市生活污水的處理率只有77%，而且產(chǎn)生的污泥量大約為3.0×107t（含水率以80%計(jì)），并且以每年10%的速度增長(zhǎng)[5]。產(chǎn)生的污泥需要經(jīng)過(guò)妥善處理才能更進(jìn)一步利用，但是污泥處理所需要的費(fèi)用通常占污水處理廠整體運(yùn)行費(fèi)用的30%～50%[6]，多數(shù)污水處理廠較難承擔(dān)此項(xiàng)費(fèi)用，因此我國(guó)城市污泥引起的二次污染勢(shì)已成為嚴(yán)重的環(huán)境問(wèn)題之一。厭氧消化技術(shù)是處置剩余污泥的有效方式，但剩余污泥進(jìn)行單獨(dú)厭氧發(fā)酵時(shí)，產(chǎn)氣量及揮發(fā)性固體（VS）的去除率均很低[7-8]，這主要是因?yàn)槭Ｓ辔勰嗟募?xì)胞壁不容易破壞，蛋白質(zhì)含量較高會(huì)造成氨氮積累[9]，水解過(guò)程是剩余污泥進(jìn)行厭氧消化的主要限速步驟[10]。

混合厭氧發(fā)酵是指將2種或2種以上的底物共同厭氧消化產(chǎn)生沼氣，能夠稀釋底物單獨(dú)發(fā)酵潛在的有毒化合物，提高可生物降解物質(zhì)負(fù)荷，提升微生物的營(yíng)養(yǎng)平衡，產(chǎn)生協(xié)同效應(yīng)，最終提高沼氣產(chǎn)量[11]。目前有學(xué)者就餐廚垃圾與剩余污泥混合厭氧消化產(chǎn)甲烷展開(kāi)了研究，王國(guó)華等[4]研究發(fā)現(xiàn)，厭氧消化污泥與餐廚垃圾TS為1∶1時(shí)，兩相厭氧消化系統(tǒng)的產(chǎn)甲烷率、有機(jī)物去除效果及運(yùn)行穩(wěn)定性更好。趙云飛等[12]討論餐廚垃圾和污泥進(jìn)行高固態(tài)混合厭氧消化產(chǎn)氣，得出當(dāng)混合比例為30∶30時(shí)，累計(jì)的沼氣量達(dá)到最大值612mL/gVS。謝喬光等[13]研究認(rèn)為相比于餐廚垃圾單獨(dú)厭氧消化，當(dāng)餐廚垃圾與污泥TS質(zhì)量之比為60∶40和80∶20是可以明顯提高污泥的日產(chǎn)沼氣量，并且有助于提高厭氧消化過(guò)程的穩(wěn)定性。由此可見(jiàn)多底物混合發(fā)酵能夠提高厭氧消化的穩(wěn)定性從而提升沼氣產(chǎn)量，但是以上研究對(duì)混合厭氧消化產(chǎn)甲烷量過(guò)程的動(dòng)力學(xué)分析未有報(bào)道，通過(guò)動(dòng)力學(xué)模型能夠明確厭氧消化過(guò)程中甲烷產(chǎn)率及底物降解速率情況；同時(shí)對(duì)厭氧消化過(guò)程中的關(guān)鍵酶活如脫氫酶等的研究較少，脫氫酶活性能間接反映發(fā)酵體系中微生物的活性，對(duì)厭氧消化有重要的指示作用。

本實(shí)驗(yàn)中對(duì)餐廚垃圾與剩余污泥進(jìn)行厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷過(guò)程研究，比較不同實(shí)驗(yàn)組的產(chǎn)氣性能，分析不同底物對(duì)產(chǎn)甲烷的影響，利用動(dòng)力學(xué)模型對(duì)甲烷產(chǎn)量擬合分析，得到擬合產(chǎn)甲烷累積量和底物降解率，通過(guò)對(duì)脫氫酶酶活的研究，分析厭氧消化過(guò)程中的酶學(xué)變化，通過(guò)上述研究為餐廚垃圾與剩余污泥的減量化和資源化處置提供借鑒。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

餐廚垃圾取自江南大學(xué)食堂，總固體（TS）和揮發(fā)性固體（VS）質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為32.23%和31.46%；剩余污泥取自無(wú)錫某污水處理廠經(jīng)過(guò)機(jī)械脫水后的污泥，TS、VS質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為14.79%和9.14%；接種產(chǎn)甲烷菌種為蘇州某公司廢水處理系統(tǒng)的厭氧污泥，使用前進(jìn)行活化3 d，以提高甲烷菌活性，接種污泥的TS、VS質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為8.71%和4.22%。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)置

本實(shí)驗(yàn)中的裝置為全自動(dòng)甲烷潛力測(cè)試系統(tǒng)（見(jiàn)圖1），每一個(gè)反應(yīng)單元由一個(gè)500 mL的玻璃瓶、密封裝置、攪拌裝置和氣體收集管組成。反應(yīng)產(chǎn)生的沼氣可通過(guò)該系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)在線(xiàn)監(jiān)測(cè)[14]。實(shí)驗(yàn)時(shí)在玻璃瓶中加入底物和接種泥，混合后的底物與接種泥VS質(zhì)量比是1∶1，餐廚垃圾和剩余污泥的混合比例（VS質(zhì)量）分別為1∶0、0∶1、1∶1，3組底物總的VS質(zhì)量均為10 g。往血清瓶中通氮?dú)?min以保證厭氧狀態(tài)后進(jìn)行厭氧反應(yīng)，反應(yīng)的溫度維持在35℃左右。3組反應(yīng)組的初始pH值均為6.8。

圖1 全自動(dòng)甲烷潛力分析系統(tǒng)（AMPTSII）Fig.1 Automaticmethane potential testsystem（AMPTSII）

1.3 分析項(xiàng)目及方法

測(cè)定TS、VS質(zhì)量分?jǐn)?shù)的方法是參照APHA[15]。揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）采用高效液相色譜法測(cè)定，高效液相色譜儀 （HPLC）：紫外檢測(cè)器，檢測(cè)器波長(zhǎng)210nm；ZORBAX SB-A色譜（150m×4.6mm×5μm，Biorad），柱溫35℃；流動(dòng)相：體積分?jǐn)?shù)0.5%乙腈、體積分?jǐn)?shù)99.5%的KH2P04（0.02mol/L）[16]；溶解性COD（SCOD）根據(jù)國(guó)家水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[17]；脫氫酶活性采用2-3-5-triphenyltetrazolium chloride（TTC）比色法，脫氫酶催化底物使其還原反應(yīng)后生成TTCH2-trifenyl-formazane（TF）紅色產(chǎn)物，根據(jù)TF顏色變化深淺測(cè)出對(duì)應(yīng)的吸光度，得出脫氫酶活性值[18]。

1.4 動(dòng)力學(xué)模型

采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型模擬3組試驗(yàn)段的甲烷累積產(chǎn)量，其動(dòng)力學(xué)方程如下：

式（1）中：G∞為最終甲烷量，mL/gVS；G為t時(shí)刻的累積甲烷產(chǎn)量，mL/gVS；k為底物降解的速率常數(shù)，d-1；t為消化時(shí)間，d；G∞與 k可以通過(guò)甲烷累積產(chǎn)量數(shù)據(jù)擬合得到。

2 結(jié)果與討論

2.1 反應(yīng)體系中pH與VFAs的變化情況

pH值和VFAs是消化工藝的重要參數(shù)，VFAs的質(zhì)量濃度高低經(jīng)常被用來(lái)評(píng)價(jià)水解酸化和產(chǎn)甲烷平衡的重要指標(biāo)[19]。pH值過(guò)低或者VFAs質(zhì)量濃度過(guò)高都會(huì)導(dǎo)致厭氧消化系統(tǒng)出現(xiàn)酸抑制現(xiàn)象。發(fā)酵甲烷的微生物最適合pH范圍是6.5～7.5[20]，超過(guò)這個(gè)范圍，產(chǎn)沼氣的微生物代謝將會(huì)減緩，導(dǎo)致產(chǎn)甲烷菌受到抑制。

圖2 厭氧消化過(guò)程中pH值與VFAs的變化Fig.2 Changes of pH and VFAs during anaerobic digestion process

在厭氧消化反應(yīng)初期，3個(gè)反應(yīng)組的pH都是下降的趨勢(shì)（見(jiàn)圖2），尤其是餐廚垃圾組，因?yàn)橐捉到庥袡C(jī)物在短時(shí)間內(nèi)產(chǎn)生大量有機(jī)酸，導(dǎo)致體系pH在第4天由開(kāi)始的6.8迅速降到最低值5.5，低于甲烷發(fā)酵微生物的最適范圍。由于后期的水解過(guò)程仍在進(jìn)行中，蛋白質(zhì)的分解具有緩沖作用，因而使pH逐漸上升。在前14 d pH值持續(xù)上升，從第14到22天，pH值維持在6.8～7.2范圍之間，是產(chǎn)甲烷的最佳范圍；剩余污泥組前4 d下降不明顯，僅降低了0.07，4 d后維持在6.8以上，最適產(chǎn)甲烷時(shí)間是第4—20天；混合消化組pH值最低值出現(xiàn)在第2天和第4天，均為5.64，隨后呈現(xiàn)上升的趨勢(shì)，產(chǎn)甲烷最佳時(shí)間范圍為第10—26天左右，是產(chǎn)甲烷時(shí)間最長(zhǎng)組。這3組后期均呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，這可能是因?yàn)榘被饔?，一些微生物比如芽孢桿菌、梭狀芽孢桿菌、假單胞菌等分泌出胞外蛋白酶，將底物中蛋白質(zhì)組分分解，產(chǎn)生大量的多肽、氨基酸和氨，起到了緩沖的作用[21]，使體系pH上升。

揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）是一種有機(jī)質(zhì)在厭氧消化過(guò)程中水解酸化的產(chǎn)物，而且也是產(chǎn)甲烷菌生長(zhǎng)所需要的底物[22]。圖2是揮發(fā)性脂肪酸在厭氧消化實(shí)驗(yàn)中的變化趨勢(shì)。開(kāi)始時(shí)候由于產(chǎn)酸代謝速率和水解產(chǎn)酸菌的生長(zhǎng)比產(chǎn)甲烷菌的生長(zhǎng)和代謝要快，因此VFAs濃度呈現(xiàn)出先增加而后下降的變化狀態(tài)，隨后由于產(chǎn)甲烷菌開(kāi)始大量繁殖并且與產(chǎn)酸和產(chǎn)甲烷達(dá)到平衡后，VFAs的濃度保持在較低水平[21]。由圖2可知，餐廚組與混合消化組前期酸化迅速，餐廚組在第2天上升到2 910.01 mg/L，而混合消化組在第2天已上升到1 616.4mg/L，餐廚組前14 d的VFAs值均處于較高，在第8天出現(xiàn)最大值為3 841mg/L，分別是剩余污泥組和混合組最大值的13倍和1.7倍。餐廚垃圾組在第16天快速下降到1 426.98 mg/L，pH值上升到6.81；混合消化組在第8天下降到1 243.03mg/L。

從圖2可知，pH與VFAs表現(xiàn)出反相關(guān)性，隨著pH值的下降，VFAs質(zhì)量濃度上升?；旌舷M中剩余污泥含有較多的難降解物質(zhì)，具有較高的緩沖能力，緩解了餐廚垃圾易酸化的現(xiàn)象，使餐廚垃圾水解酸化時(shí)間縮短。

2.2 不同組分厭氧消化甲烷產(chǎn)量情況

餐廚垃圾與剩余污泥采用厭氧消化處理技術(shù)可產(chǎn)生生物氣體，實(shí)現(xiàn)可用氣體的回收利用，因此在厭氧反應(yīng)過(guò)程中的產(chǎn)氣性能是評(píng)價(jià)厭氧消化效率的一個(gè)重要指標(biāo)[23]。

餐廚垃圾與剩余污泥厭氧消化過(guò)程中日產(chǎn)甲烷量隨時(shí)間變化情況如圖3所示。由圖可知在厭氧反應(yīng)的第1天各組分就開(kāi)始產(chǎn)氣，餐廚垃圾單獨(dú)厭氧消化的日產(chǎn)甲烷量最大，為457.5mL/d，而剩余污泥單獨(dú)消化時(shí)最小，僅為125.44 mL/d，混合消化組介于兩者之間。但隨后餐廚垃圾組和混合消化組產(chǎn)氣量迅速下降，餐廚垃圾單獨(dú)消化組從第3天到第11天幾乎不產(chǎn)甲烷，僅為8 mL/d左右，混合消化組在第3天和第4天，日產(chǎn)甲烷量分別為5.6mL/d和 6.86mL/d，出現(xiàn)這種現(xiàn)象可能是因?yàn)椴蛷N垃圾易降解物質(zhì)較多，經(jīng)過(guò)水解酸化會(huì)產(chǎn)生大量有機(jī)酸，引起厭氧消化過(guò)程中pH值的迅速下降，厭氧微生物菌群的活性也受到抑制，整個(gè)厭氧系統(tǒng)出現(xiàn)酸化現(xiàn)象，從而厭氧產(chǎn)沼氣過(guò)程緩慢[24]。餐廚垃圾組從第12天后產(chǎn)氣量迅速上升，而混合消化組在第5天就開(kāi)始上升。這可從兩組的pH值變化來(lái)解釋?zhuān)峄瘜?dǎo)致了產(chǎn)氣量的下降，隨著產(chǎn)甲烷菌的生長(zhǎng)，酸化產(chǎn)物被降解，系統(tǒng)的pH值上升，并且產(chǎn)酸菌和產(chǎn)甲烷菌達(dá)到動(dòng)態(tài)平衡[24]。而剩余污泥組在第1個(gè)峰值后，日產(chǎn)甲烷量一直呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，這主要是因?yàn)槭Ｓ辔勰嘀杏袡C(jī)物量少，難降解物質(zhì)多，降解緩慢。將剩余污泥加入餐廚垃圾中，使得混合消化組的水解酸化速率得到緩解，使混合消化組的產(chǎn)甲烷酸化期明顯縮短，在第8天時(shí)再次出現(xiàn)產(chǎn)甲烷高峰，最大值為279.3 mL/d，高于其他兩組，而在第21天餐廚垃圾單獨(dú)消化出現(xiàn)第2個(gè)峰值。這與本實(shí)驗(yàn)室前期研究的混合消化能縮短產(chǎn)甲烷時(shí)間的結(jié)論較一致[25]。

圖3 厭氧消化過(guò)程的日產(chǎn)甲烷量情況Fig.3 Daily methane yields during anaerobic digestion process

利用甲烷潛力測(cè)試儀測(cè)定的總產(chǎn)甲烷量稱(chēng)為甲烷產(chǎn)量實(shí)際值，李榮平等[26]提出按照混合底物的混合比例計(jì)算出的甲烷產(chǎn)率為甲烷產(chǎn)量計(jì)算值。

表1 累積甲烷、估計(jì)產(chǎn)量及提高率情況Table 1 Cumulative methane，estimated yield and increased rate 10 gVS

從表1中可知混合消化組的甲烷產(chǎn)量的實(shí)際測(cè)量值為2 333.94mL，比對(duì)應(yīng)的計(jì)算值1 989.39mL大，甲烷產(chǎn)量提高了17.44%，結(jié)果可知，餐廚垃圾與剩余污泥的混合消化產(chǎn)甲烷不僅僅是簡(jiǎn)單的厭氧消化相疊加，而是有相互促進(jìn)的效果，使?fàn)I養(yǎng)物質(zhì)更加平衡，存在協(xié)同作用，這主要是剩余污泥自身具有較強(qiáng)的緩沖能力，除了可以緩解剩余污泥單獨(dú)厭氧消化由于氨氮積累而產(chǎn)生的抑制作用，還可以調(diào)節(jié)pH值；同時(shí)由于底物的混合，混合消化組的營(yíng)養(yǎng)元素比例更加均衡，有機(jī)負(fù)荷得到提高，因此產(chǎn)氣量增加，從而提高了厭氧消化效率[11]。

2.3 產(chǎn)甲烷的動(dòng)力學(xué)模型分析

許多研究者報(bào)道了生物質(zhì)產(chǎn)甲烷動(dòng)力學(xué)模型的研究[27-28]，他們認(rèn)為在厭氧發(fā)酵過(guò)程中，底物產(chǎn)甲烷過(guò)程遵循一級(jí)動(dòng)力學(xué)反應(yīng)。杜連柱等[29]認(rèn)為一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程求解底物降解速率常數(shù)k時(shí)，不能將延滯期包含在內(nèi)，因此對(duì)于厭氧消化過(guò)程中不存在延滯期的厭氧反應(yīng)，采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程擬合是完全適用；而厭氧消化中明顯存在延滯期，動(dòng)力學(xué)僅適用于延滯期以后的階段[30]。

圖4 產(chǎn)甲烷的動(dòng)力學(xué)擬合曲線(xiàn)Fig.4 Dynam ic curve of themethane generation

由圖3可知，餐廚垃圾組和混合消化組在厭氧消化一段時(shí)間內(nèi)的甲烷日產(chǎn)量幾乎停止，餐廚垃圾組在12 d后產(chǎn)甲烷量逐漸增加，混合消化組在4 d后產(chǎn)甲烷量提高。從pH和VFAs值可以看出，餐廚垃圾組在第14天后，pH值維持在6.81～7.35，總VFAs質(zhì)量濃度小于1 500mg/L；剩余污泥組的pH值一直維持在 6.79～7.35，總 VFAs質(zhì)量濃度在1 000 mg/L以下；混合消化組在8 d以后，總VFAs質(zhì)量濃度小于1 200mg/L。以上數(shù)據(jù)表明餐廚垃圾組和混合消化組的甲烷量增加的過(guò)程中，沒(méi)有中間產(chǎn)物累積，而且底物的降解與累積產(chǎn)甲烷量達(dá)到平衡，從而累積的產(chǎn)甲烷量能夠反映厭氧消化中底物的降解速率[30]。這符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型要求的厭氧消化過(guò)程沒(méi)有中間產(chǎn)物積累，消化過(guò)程可以正常進(jìn)行的要求[29]。將餐廚垃圾組、剩余污泥組以及混合消化組3組的零點(diǎn)時(shí)刻分別從12、0、3 d開(kāi)始。通過(guò)一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程來(lái)進(jìn)行擬合（見(jiàn)圖6），得出底物的降解速率常數(shù)k（見(jiàn)表2）。

表2 各組分動(dòng)力學(xué)方程參數(shù)Table 2 Parameters of the kinetics equation

由表2可知3組的R2均大于0.989，相關(guān)性非常好，這表明一級(jí)動(dòng)力學(xué)適用于沒(méi)有中間產(chǎn)物抑制的整個(gè)降解過(guò)程，可以反映消化過(guò)程的動(dòng)力學(xué)情況。餐廚垃圾組、剩余污泥組和混合消化組的G∞分別為 276.5，113.955 mL/gVS和 248.81 mL/gVS，與實(shí)際測(cè)量值285.24，112.238mL/gVS和233.94mL/gVS相近。動(dòng)力學(xué)參數(shù)數(shù)據(jù)表明餐廚垃圾組的底物降解速率最大，為0.178 d-1，比最小組剩余污泥組大0.086 d-1。根據(jù)一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型，利用VS質(zhì)量比1∶1計(jì)算得出混合消化組G∞計(jì)算值為195.228mL/gVS，底物降解速率k為0.926 d-1，分別比實(shí)際計(jì)算值和實(shí)際測(cè)量值小21.54%和33.86%，利用動(dòng)力學(xué)也驗(yàn)證了混合消化不僅僅是簡(jiǎn)單的疊加，底物之間的混合發(fā)酵具有協(xié)同效應(yīng)。

2.4 反應(yīng)體系中SCOD的變化情況

從圖5可知3組試驗(yàn)組SCOD的變化趨勢(shì)大致相同，均在最初的幾天內(nèi)呈現(xiàn)增加趨勢(shì)，隨后下降。這是因?yàn)楣腆w有機(jī)質(zhì)經(jīng)過(guò)水解和酸化后，分解成了小分子的VFAs和可溶性的大分子有機(jī)物，導(dǎo)致消化液中的SCOD質(zhì)量濃度增加[31]，隨后在水解過(guò)程中產(chǎn)生的溶解態(tài)有機(jī)物被微生物代謝所利用，生成沼氣，使得SCOD質(zhì)量濃度下降。同時(shí)可以發(fā)現(xiàn)餐廚垃圾單獨(dú)厭氧消化組的SCOD質(zhì)量濃度較大，在第6天達(dá)到最大值9 792mg/L，比剩余污泥單獨(dú)消化和混合消化組最大值分別高出8 096 mg/L和3 584mg/L，這主要是因?yàn)椴蛷N垃圾含有較多的易降解有機(jī)物，能夠提供足夠的碳源。

2.5 反應(yīng)體系中脫氫酶酶活的變化

因?yàn)槊摎涿傅拇呋饔茫鹕矬w內(nèi)許多氧化還原反應(yīng)，脫氫酶作為一種胞內(nèi)酶與細(xì)胞內(nèi)的氧化磷酸化過(guò)程緊密相關(guān)[32]，活性污泥中脫氫酶的活性受營(yíng)養(yǎng)物濃度影響，在處理過(guò)程中營(yíng)養(yǎng)物濃度的降低會(huì)導(dǎo)致活性污泥中脫氫酶活性的降低。

圖5 厭氧消化過(guò)程中SCOD的變化Fig.5 Change of SCOD during anaerobic digestion process

圖6 厭氧消化下脫氫酶活性的變化Fig.6 Change of the dehydrogenase activity duringanaerobic digestion process

從圖6可知，各組分中脫氫酶的濃度呈先增加后降低的趨勢(shì)，這是因?yàn)樵诜磻?yīng)初期微生物大量繁殖使脫氫酶維持較高的活性，隨著反應(yīng)的進(jìn)行體系中底物不斷消耗，脫氫酶活性逐漸下降，導(dǎo)致對(duì)應(yīng)的產(chǎn)甲烷量也逐漸下降。在開(kāi)始的前4 d，餐廚垃圾和剩余污泥單獨(dú)消化組的脫氫酶活性明顯低于混合消化組，混合消化組脫氫酶活性最大值是657.2 TFμg/（mL·h），分別高出餐廚垃圾和剩余污泥單獨(dú)消化組0.5和1.7倍，這是因?yàn)榛旌舷M中的餐廚垃圾提供了營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，同時(shí)剩余污泥緩解酸化提高了體系pH值。在第2天餐廚垃圾單獨(dú)厭氧消化pH值降到了5.72，出現(xiàn)了嚴(yán)重酸化現(xiàn)象，對(duì)脫氫酶有抑制作用；剩余污泥因含有較多難降解物質(zhì)，分解較為緩慢，可利用的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)濃度低，造成脫氫酶活性的下降。從第6天到24天，因?yàn)橛袡C(jī)質(zhì)被分解利用，易降解物質(zhì)逐漸減少，3組實(shí)驗(yàn)組的脫氫酶活性均呈下降趨勢(shì)。但剩余污泥單獨(dú)厭氧消化中的脫氫酶活性明顯高于其他兩組，這主要是因?yàn)椴蛷N垃圾中的易降解物質(zhì)在反應(yīng)前幾天大量降解，后期可利用的底物較少；剩余污泥中由于含有大量蛋白質(zhì)，水解和產(chǎn)甲烷作用較強(qiáng)，發(fā)酵體系中微生物為了適應(yīng)這一變化脫氫酶會(huì)相應(yīng)提高，這與趙明星等[33]認(rèn)為加入蛋白質(zhì)后可以提高脫氫酶活性的報(bào)道相符合。

而混合消化組在整個(gè)反應(yīng)過(guò)程中脫氫酶活性都大于餐廚垃圾單獨(dú)消化組。從第28天以后，由于隨著底物的減少和反應(yīng)體系酸堿度的改變，微生物整體活性下降，脫氫酶活性在達(dá)到最大值后又很快降低。反應(yīng)結(jié)束時(shí)餐廚垃圾組、剩余污泥組和混合消化組的脫氫酶活性分別為26.3、136.3 TFμg/（mL·h）和172.8 TFμg/（mL·h）。

3 結(jié)語(yǔ)

混合消化組除了可以縮短反應(yīng)滯后時(shí)間，而且能提高甲烷產(chǎn)量，混合組的總甲烷量2 333.94 mL比對(duì)應(yīng)的計(jì)算值1 989.39mL提高了17.44%?；旌舷M代謝過(guò)程中的各指標(biāo)均在其他單獨(dú)消化組之間，維持一個(gè)比較適宜的范圍：pH值在10～20 d的產(chǎn)氣高峰期維持在6.8～7.2；VFAs低于2 353mg/L，氨氮質(zhì)量濃度最大值953.5 mg/L，SCOD質(zhì)量濃度低于6 208mg/L，有利于產(chǎn)甲烷菌的生成繁殖。在開(kāi)始的前4 d，混合消化組的脫氫酶活性最大值是657.2 TFμg/（mL·h），分別比餐廚垃圾與剩余污泥單獨(dú)厭氧消化提高了 219 TFμg/（mL·h）和413.5 TFμg/（mL·h）。利用一級(jí)動(dòng)力學(xué)模擬累積產(chǎn)甲烷曲線(xiàn)，3組相關(guān)性系數(shù)R2均＞9.89，混合消化組G∞估計(jì)值為195.228 mL/gVS，底物降解速率 k為0.926 d-1，動(dòng)力學(xué)模型也表明混合消化不僅僅是簡(jiǎn)單的底物疊加，底物之間的混合具有協(xié)同效應(yīng)，可以提高產(chǎn)甲烷量和底物降解效率。

參考文獻(xiàn)：

[1]WANG Long，ZOU Dexun，LIU Yanping，etal.Pilot-scale anaerobic co-digestion of food waste and fruit/vegetablewaste：effect oforganic loading rate[J].China Biogas，2014，32（1）：37-42.（in Chinese）

[2]WANG Xing，WANG Dehan，XU Fei.Effect of m inerals on anaerobic digestion of food waste[J].Acta Scientiae Circumstantiae，2006，26（2）：256-261.（in Chinese）

[3]LIN Y，WANG D，LIANG J，et al.Mesophilic anaerobic co-digestion of pulp and paper sludge and food waste formethane production in a fed-batch basis[J].Environmental Technology，2012，33（23）：2627-2633.

[4]WANG Guohua，WANG Lei，TAN Xuejun，et al.Experimental study on two-phase mesophilic anaerobic co-digestion for kitchenwaste and sewage sludge[J].W ater，2014，33（1）：54-57，71.（in Chinese）

[5]DUAN Nina，DONG Bin，LIJianghua，etal.High-solids anaerobic co-digestion of sludge and kitchen garbage undermesophilic condition[J].Environmental Science，2013，34（1）：321-327.（in Chinese）

[6]MA Na，CHEN Ling，XIONG Fei.Disposal and reuse of city sludge in China[J].Ecology and Environment，2003，12（1）：92-95.（in Chinese）

[7]MURTOM，BJORNSSON L，MATTIASSON B.Impactof food industrialwasteon anaerobic co-digestion of sewage sludge and pigmanure[J].Journal of EnvironmentalManagement，2004，70（2）：101-107.

[8]GHOSH S.Pilot-scale demonstration of 2-phase anaerobic-digestion of activated-sludge[J].W ater Science and Technology，1991，23（7-9）：1179-1188.

[9]KIM HW，HAN SK，SHIN H S.Anaerobic co-digestion of sewage sludge and food waste using temperature-phased anaerobic digestion process[J].W ater Science and Technology，2004，50（9）：107-114.

[10]FU Shengtao，YU Shuili，YAN Xiaoju，et al.Co-digestion of waste activated sludge and kitchen garbage[J].Environmental Science，2006，27（7）：1459-1463.（in Chinese）

[11]GAO Junlin，TAIM ingqing，CHEN Jierong.Study on anaerobic co-digestion of waste activated sludge and alcohol draff[J]. Liquor-making science&technology，2008，165（3）：123-127.（in Chinese）

[12]趙云飛，劉曉玲，李十中，等.餐廚垃圾與污泥比例對(duì)聯(lián)合發(fā)酵產(chǎn)沼氣的影響[C].全國(guó)農(nóng)村清潔能源與低碳技術(shù)學(xué)術(shù)研會(huì)，鄭州農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2011：16-22.

[13]XIE Qiaoguang，YIYing，ZHOU Yanwei，et al.Mesophilic anaerobic co-digestion of food waste and municipal sludge w ith continuousprocess[J].Environmental Sanitation Engineering，2014，22（5）：69-72.（in Chinese）

[14]XU Zhiyang，ZHAOM ingxing，M IAO Hengfeng，etal.Analysisof ammonia inhibition on anaerobic digestion via food wastes[J]. Journal of Food Science and Biotechnology，2014，33（3）：282-287.（in Chinese）

[15]American Public Health Association.Standardmethods for the examination ofwaterand wastewater[M].American Public Health AssociationWashington，DC，USA，AmericanWaterWorks Assn：1995.

[16]ZHAOM X，RUANW Q.Biogas performance from co-digestion of Taihu algae and kitchen wastes[J].Energy Conversion and M anagement，2013，75：21-24.

[17]國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法編委會(huì)，水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[M].第4版.北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，2002（3）：385-390.

[18]FENG H，HU L，MAHMOOD Q，et al.Effects of temperature and feed strength on a carrier anaerobic baffled reactor treating dilutewastewater[J].Desalination，2009，239（1-3）：111-121.

[19]LIU Lei，ZHANG Liguo，YIN Jun，etal.Two-phase anaerobic digestion ofwaste activted sludgew ith differentorganic contents [J].W ater&W asteW ater，2011，27（3）：29-32.（in Chinese）

[20]ZHANG Bo，CAIWeim in，HEPinjing.The influence of pH adjustmentmethodson hydrolysisand acidogenesisof kitchenwastes in two-phase anaerobic digestion[J].Acta Scientiae Circum stantiae，2006，26（1）：45-49.（in Chinese）

[21]高樹(shù)梅，趙明星，余益輝，等.餐廚垃圾固渣厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷潛力研究，2013年中國(guó)沼氣學(xué)會(huì)學(xué)術(shù)年會(huì)暨第八屆理事會(huì)第四次會(huì)議論文集.北京：中國(guó)沼氣學(xué)會(huì)，2013：100-110.

[22]LIDong，SUN Yongm ing，YUAN Zhenhong.Methane production by anaerobic co-digestion of food waste and waste paper[J]. Acta Scientiae Circumstantiae，2009，29（3）：577-583.（in Chinese）

[23]歐陽(yáng)文翔.餐廚垃圾與脫水污泥聯(lián)合厭氧消化產(chǎn)甲烷實(shí)驗(yàn)研究[D].大連理工大學(xué)，2013.

[24]BAIXiaofeng，LIZifu，YIN Fubin，et al.Research on start-up of“Dry-wet Two Phase”anaerobic fermentation for chicken manurem ixed w ith corn straw[J].China Biogas，2014，32（2）：22-25，32.（in Chinese）

[25]WANG Yonghui，ZHAO M ingxing，RUAN Wenquan.Synergistic effect of anaerobic co-digestion of food waste and excess sludge[J].Chinese Journal of Environmental Engineering，2014，8（6）：2536-2542.

[26]LIRongping，LIU Yanping，LIXiujin.Biogasification performance of anaerobic co-digestion of kitchen residues and cattle manure[J].Renewable energy resources，2008，26（2）：64-68.（in Chinese）

[27]CHYNOWETH D P，TURICK C E，OWENS JM，et al.Biochem icalmethane potential of biomass and waste feedstocks[J]. Biomass and Bioenergy，1993，5（1）：95-111.

[28]ZHANG Qian，LI Zhihe，LI Yongjun，et al.Characteristics of rotary blades feeder for biomass powder[J].Journal of AgriculturalM echanization Research，2013，2：217-220.（in Chinese）

[29]DU Lianzhu，LIANG Junfeng，YANG Peng，et al.Influence of total solid content on anaerobic digestion of swinemanure and kinetic analysis[J].Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering（Transactions of the CSAE），2014，30（24）：246-251.（in Chinese）

[30]LI Dong，SUN Yongm ing，YUAN Zhenhong，et al.Kinetic study of the mesophilic anaerobic digestion of organic waste components[J].Acta Energiae Solaris Sinica，2010，31（3）：385-390.（in Chinese）

[31]WANG JY，XU H L，TAY JH.A hybrid two-phase system foranaerobic digestion of food waste.2002，45（12）：159-165.

[32]TAO Zhiping，ZHAOM ingxing，RUANWenquan.Effectof sodium chloride on biogas generation of kitchen waste by anaerobic fermentation[J].Journal of Food Science and Biotechnology，2013，32（6）：596-602.（in Chinese）

[33]ZHAO M ingxing，WU Hui，TAO Zhiping，et al.Influence of protein concentration on anaerobic digestion from food wastes[J]. Journal of Safety and Environment，2013，13（5）：26-30.（in Chinese）

M ethane Generation Performance and K inetic Analysis of Food W aste and Excess Sludge Treatruant by Anaerobic Co-Digestion Technology

HUANG Yue1，2， ZHAOMingxing1，2， YANG Lili1，2， RUANWenquan*1，2
(1.School of Environment and Civil Engineering，Jiangnan University，Wuxi 214122，China；2.Jiangsu Key Laboratory of Anaerobic Biotechnology，Wuxi 214122，China）

The study compared the performance and kinetics for the generation of methane by different ratios of food waste to excess sludge at1∶0，0∶1，1∶1.Results showed that the co-digestion notonly shortened the timeofmethanegenerationwhen compared to food waste alone treatment，but also improved the production efficiency w ith a yield of 233.394m L/gVS，which was 17.4%higherthan the calculated value of 198.939 m L/gVS according to food waste and excess sludge alone groups.The correlation coefficient R2wasgreater than 0.989 by the firstorder kinetics fitting.The G∞of food waste，excess sludge and co-digestion groups was 276.5，113.955 m L/gVS and 248.81 m L/gVS，respectively.They were sim ilar to the actualmeasured values of 285.24，112.238m L/gVS and 233.94 m L/gVS，respectively.Also，the comparative study of pH，VFAs，ammonia-nitrogen，SCOD and dehydrogenase enzyme was carried out and showed that the co-digestion balanced nutrients and decreased the system acidification，which resulted in a better buffer capacity and the system stability for them ixed substrates.It increased the amountofeasily degradable organicmatters and improved themethane producing efficiency as compared to the excess sludge only group.The dehydrogenase activity of co-digestion group was higher than that of kitchen waste only digestion group during thewhole digestion process，w ith amaximalvalue of 657.2 TFμg/（m L·h）.

food waste，anaerobic digestion，excesssludge，methane，kineticmodel

X 703

A

1673—1689（2017）05—0486—08

2015-04-27

國(guó)家“十二五”科技支撐計(jì)劃項(xiàng)目（2012BAC18B01-2）；江蘇省科技支撐計(jì)劃項(xiàng)目（BE2012615）。

*通信作者：阮文權(quán)（1966—），男，上海人，工學(xué)博士，教授，博士研究生導(dǎo)師，主要從事環(huán)境工程、廢水和固體廢棄物資源處理研究。

E-mail：wqruan@jiangnan.edu.cn

黃月，趙明星，楊莉麗，等.餐廚垃圾與剩余污泥混合消化產(chǎn)甲烷性能及動(dòng)力學(xué)分析研究[J].食品與生物技術(shù)學(xué)報(bào)，2017，36（05）：486-493.