短程好氧發酵強化餐廚廢物厭氧消化性能

張記市,呂培茹,王欽慶

(1.山東輕工業學院食品與生物工程學院,山東濟南250353; 2.山東省建設項目環境審核受理中心,山東濟南250011)

短程好氧發酵強化餐廚廢物厭氧消化性能

張記市1,呂培茹2,王欽慶1

(1.山東輕工業學院食品與生物工程學院,山東濟南250353; 2.山東省建設項目環境審核受理中心,山東濟南250011)

研究了短程好氧預處理提高餐廚廢物高溫厭氧消化性能。結果表明:短程好氧發酵減少了餐廚廢物中多余的易酸化和易降解的有機物,增強了高溫厭氧反應的穩定性,提高了產氣量和消化效率;同時,必須防止過度好氧發酵以免過多地消耗底物和降低產氣量。餐廚廢物經過12 h好氧處理的厭氧消化過程穩定性能最好、累積產氣量達到最大值29 928 m L,較直接厭氧消化提高了26%。厭氧消化動力學研究表明,短程好氧發酵6 h、12 h、24 h、48 h和72 h的餐廚廢物的厭氧反應速率常數分別為0.145 d-1、0.143 d-1、0.140 d-1、0.175 d-1和0.182 d-1。

餐廚廢物;好氧發酵;厭氧消化;動力學

目前,我國城市餐廚廢物年產生量不低于6.0× 107t,餐廚廢物超過1000 t·d-1的城市已超過17座。餐廚廢物處理的主要技術有飼料化、能源化與肥料化,其中厭氧消化制備生物氣及其發酵渣生產有機肥技術是餐廚廢物資源化的主流方向。固體廢物厭氧消化包括水解、酸化和產甲烷等一系列的生化反應,其中水解為限速控制步驟[1]。現有研究主要集中在熱處理、化學處理和酶處理等措施提高厭氧發酵底物的溶解性,提高產氣量。據報道,高溫好氧堆肥后的污泥進行厭氧消化,產氣量提高150%[2]。餐廚廢物直接厭氧發酵時,體系內揮發性酸大量積累,破壞產酸和產甲烷的動態平衡,厭氧過程啟動緩慢;而餐廚廢物經好氧發酵后再厭氧消化,可顯著提高病原微生物去除率和厭氧消化過程穩定性[3],能迅速啟動厭氧反應、縮短遲滯期并提高產氣量[4]。如生物質廢物好氧發酵48 h后產生的生物熱足以將體系溫度升高到60℃,無需再加熱以啟動廢物高溫厭氧消化[5]。酸化和甲烷化到達平衡的時間則與好氧發酵中揮發性有機物的降解率呈負相關[]。

作者采用在中溫條件下短程好氧微生物處理餐廚廢物,將多余易降解導致酸化的有機物短程好氧發酵,以提高后續高溫厭氧消化性能。

1 實驗

1.1 材料

餐廚廢物收集于某高校餐廳,主要有果皮、蔬菜、饅頭、米飯等,手工分選并剔除不可生物分解的組分后機械打漿(5次取樣的均值),4℃下保存備用。好氧污泥取自某市政生活污水處理廠;接種物來自實驗室培養成熟的高溫厭氧活性污泥。好氧污泥、厭氧污泥和餐廚廢物的基本特性見表1。

表1 好氧污泥、厭氧污泥和餐廚廢物的基本特性Tab.1 Characteristics of aerobic sludge,anaerobic sludge and food waste

1.2 裝置

采用2500 m L批式厭氧反應器,水浴恒溫加熱,見圖1[7]。集氣裝置內的溶液為5%硫酸酸化的飽和食鹽水。采用排液法收集氣體,集氣筒外表有刻度線,容積為3500 m L。將集氣筒浮出液面的刻度讀數乘以集氣筒橫截面積,即得到厭氧消化溫度下某一時間內生物氣的累積產量[7-9]。

圖1 批式厭氧消化裝置Fig.1 Batch anaerobic digestion device

1.3 方法

向5個2500 m L反應器內各投加500 g餐廚廢物和100 g好氧污泥,混合均勻后35℃下短程好氧發酵一定時間。將短程好氧發酵后的餐廚廢物各加400 g接種物(高溫厭氧污泥),高溫(55℃)厭氧消化一定時間。以上均設計3組平行實驗,取平均值。

1.4 分析測試

基礎性質包括固含量(Total solid,TS)、揮發性固體含量(Volatile solid,VS)、灰分(Ash)、p H值、堿度、總有機氮(Total nitrogen,TN)、揮發性脂肪酸(Volatile fatty acid,VFA)、可溶性化學需氧量(Soluble chemical oxygen demand,SCOD)等有關參數分析。其中TS測定采用105℃烘干法,VS和Ash測定采用550℃灼燒法,TN測定采用凱氏定氮法(Kjeldahl nitrogen,KN),p H值測定采用Model 05669-20型p H探針(Cole Parmer公司);VFA測定采用蒸餾滴定法; SCOD測定采用重鉻酸鉀法,樣品經過0.45μm濾紙過濾后取其濾液;生物氣組分測定采用島津氣相色譜儀(TCD檢測器),不銹鋼色譜柱,載氣N2,流速為90 m L·min-1。

2 結果與討論

2.1 短程好氧發酵體系p H值、VFA和SCOD的變化

短程好氧發酵處理餐廚廢物會造成體系內TS、VS和水分的變化,如TS、VS減少等,具體體現在好氧發酵過程的p H值、SCOD和VFA的變化,如圖2所示。

圖2 餐廚廢物好氧發酵體系的p H值(a)和SCOD、VFA(b)變化Fig.2 Variation of p H value(a)and SCOD,VFA(b)in aerobic process of food waste

在短程好氧發酵過程中,餐廚廢物內大分子有機物刺激好氧污泥的混合微生物分泌胞外酶;大分子有機物在胞外酶作用下分解轉化為小分子物質。由圖2a可知,好氧發酵時間為12 h時,體系p H值最低(p H=4.3),至48 h后保持相對穩定。

VFA和SCOD不但是厭氧消化的中間產物,而且也是短程好氧發酵的中間體。由圖2b可知,隨短程好氧發酵時間的延長,SCOD和VFA的變化趨勢相同,二者呈正相關性。好氧發酵時間為12 h時,SCOD和VFA均最大,分別為25 468 mg·L-1和1750 mg ·L-1。餐廚廢物好氧發酵啟動階段,能夠利用可溶性和易降解的有機物質(如糖類、淀粉類)的好氧微生物數量多,占主導優勢,成為優勢菌,繁殖快,可快速啟動短程好氧發酵;相反,能利用難分解性有機物(如纖維素)的好氧微生物數量相對較少,繁殖慢,處于劣勢地位[2]。餐廚廢物好氧發酵在0～12 h時,VFA近似呈線性增加,為厭氧消化提供了豐富的產甲烷前驅體。但是,隨短程好氧發酵時間的延長,即過度好氧發酵,致使好氧微生物明顯分解餐廚廢物中的SCOD,致使好氧發酵后期SCOD下降;同時,在敞口反應器中某些VFA也會蒸發,進一步損耗VFA。因此,防止過度好氧發酵(如持續發酵直至72 h)不但可以減少通風量、節約動力,而且還可為后續厭氧消化提供適宜的豐富的底物。餐廚廢物在一定的好氧發酵時間內(t≤12 h)SCOD顯著增加,該研究結果與Del Borghi等[10]結論相似,即混合固體廢物經過短程好氧發酵后其VS明顯減少,而SCOD顯著增加。

2.2 短程好氧發酵對餐廚廢物厭氧消化穩定性的影響

厭氧消化體系的最佳p H值依賴于厭氧發酵的某個階段。在酸性發酵階段產酸菌的適宜p H值范圍為5.5～6.5,而在堿性發酵階段產甲烷菌的適宜p H值范圍為6～8。酸性發酵會引起VFA大量積累,導致p H值低于適宜范圍,抑制產甲烷菌活性,添加CaCO3可緩沖消化系統的酸堿度[11]。短程好氧發酵對餐廚廢物厭氧消化p H值的影響見圖3。

圖3 短程好氧發酵對厭氧消化p H值的影響Fig.3 Influence of shortcut aerobic fermentation on p H value in anaerobic process for food waste

厭氧消化過程的p H值波動反映了厭氧反應系統的穩定性。正常范圍內p H值波動幅度越小,厭氧反應系統越穩定。經過短程好氧發酵后的餐廚廢物實現了后續厭氧消化體系的酸化和甲烷化的動態平衡,具有較強的p H緩沖能力,均處在產甲烷菌的適宜p H值范圍內。由圖3可知,與短程好氧發酵組比較,空白對照組p H值變化幅度最大(7.0～7.8),說明空白對照組厭氧反應過程穩定性最差,但p H值仍處在厭氧消化所許可的范圍(6.3～7.8)內[12,13]。短程好氧發酵12 h的餐廚廢物厭氧反應系統的p H值變化幅度最小(6.85～7.4),表明該消化系統的穩定性能最好;其它短程好氧發酵6 h、24 h、48 h和72 h的餐廚廢物厭氧反應過程的p H值變化范圍也較小,處在6.9～7.6范圍內,因此它們的厭氧反應系統也具有良好的穩定性[14]。

本實驗表明,12 h短程好氧發酵餐廚廢物再進行厭氧消化,具有能耗低、生物氣產量高、過程穩定性優良的特性。這與Amanda等[15]和El-Mashad等[13]的研究結果相似。Amanda等[15]研究表明,將經24 h高溫好氧發酵后的餐廚廢物進行厭氧消化,盡管VS降解率和甲烷產率提高不明顯,但是有機廢物通過好氧發酵過程,增大了后續厭氧消化體系的堿度,防止體系的酸積累造成過酸化狀態,從而維持厭氧消化過程的穩定性。El-Mashad等[13]研究牛糞高溫厭氧消化時發現,當發酵系統的p H＜6.3或p H＞7.8時,系統的產酸階段和產甲烷階段的動態平衡遭受破壞,導致產甲烷速率下降。

2.3 短程好氧發酵對餐廚廢物厭氧消化產氣的影響(圖4)

圖4 短程好氧發酵對厭氧消化產氣的影響Fig.4 Influence of shortcut aerobic fermentation on biogas production

由圖4a可知,厭氧消化前10 d,好氧發酵12 h的餐廚廢物的生物氣產氣速率最高,而好氧發酵72 h的餐廚廢物的產氣速率最低。這是因為,好氧發酵12 h的餐廚廢物含有較多易生物降解有機物,即VFA和SCOD最大,為厭氧消化提供了適宜的營養物質。產氣速率與發酵底物濃度成正比,接種厭氧污泥后,消化速率最快,產氣速率最高;而好氧發酵72 h的餐廚廢物的易降解有機物含量最少,導致系統內SCOD和 VFA最小,產氣速率最低。這說明過度好氧發酵,不但增加能耗,消耗過多的底物,而且影響厭氧消化的產氣速率和累積產氣量;好氧發酵時間過短,則達不到溶解VS、增加SCOD的效果,影響厭氧消化的產氣速率、累積產氣量和過程穩定性[7]。

經過好氧發酵處理后的餐廚廢物具有較高的VS,仍然可作為厭氧消化的底物。由圖4b可知,短程好氧發酵0 h、6 h、12 h、24 h、48 h和72 h的餐廚廢物的累積產氣量分別為23 786 m L、26 689 m L、29 928 m L、25 424 m L、18 452 m L和17 431 m L。與空白對照相比,好氧發酵6 h、12 h與24 h的餐廚廢物的累積產氣量分別提高了12%、26%和7%,因為餐廚廢物經過短程好氧發酵產生的VFA補充到后續厭氧消化過程,為后續產甲烷菌新陳代謝提供了大量易被利用的底物(乙酸),提高了系統的產氣量和消化效率。短程好氧發酵48 h與72 h的餐廚廢物的累積產氣量分別下降了22%和27%,這是因為,餐廚廢物中這些易降解有機物很可能在好氧發酵階段被降解掉,導致48 h和72 h的餐廚廢物厭氧消化的產氣量降低。該研究結果與劉連開[14]和Cheunbam等[16]的研究結果相似。劉連開[14]研究表明,農業草類廢棄物在40℃、50℃好氧發酵可提高厭氧過程反應速率,并增加25%的甲烷產量。Cheunbam等[16]研究表明,高溫好氧與中溫厭氧消化耦合處理剩余污泥,提高了VS的降解率(14%)和甲烷產量(17%);同時,也改善了消化污泥的脫水性能,降低了污泥處置費用。從好氧發酵轉入厭氧消化,厭氧發酵速度很快,其原因是厭氧系統含有大量的微生物。厭氧消化啟動時,厭氧微生物數量占主導地位,這主要是因為厭氧污泥接種物充足及其微生物數量多,造成好氧發酵6 h和12 h的餐廚廢物進入厭氧消化2 d后的甲烷體積分數分別為52%和53%(圖5)。高溫好氧堆肥處理生活垃圾,可提高其厭氧反應效率、產氣量和CH4含量,降低H2S含量[]。

圖5 好氧發酵對生物氣甲烷體積分數的影響Fig.5 Influence of aerobic fermentation on methane volume fraction

2.4 短程好氧發酵對厭氧消化動力學的影響

厭氧消化動力學研究有助于預測消化反應器的消化性能、設計適宜的消化反應器和理解生物降解抑制機理。好氧發酵后餐廚廢物厭氧消化反應的一級動力學方程如下[7]:

式中:B為t時刻的累積產氣量,m L;B∞為最終的累積產氣量,m L;k為厭氧反應速率常數,d-1;e= 2.718281828。對好氧發酵的餐廚廢物厭氧消化的累積產氣量曲線(圖4b),用Curve Expert 1.3進行非線性擬合,獲得的厭氧消化產氣動力學參數、統計分析見表2。

表2 產氣動力學模型擬合參數Tab.2 Parameters of fitting functions for the dynamics model

由表2可知:(1)短程好氧發酵12 h后的累積產氣量模型值最高,B∞=31308 m L。(2)短程好氧發酵后的餐廚廢物的厭氧反應速率常數相近,這是由于厭氧反應速率主要取決于消化溫度。有機生活垃圾高溫(55℃)厭氧消化的厭氧反應速率常數為0.1302 d-1[12],比本研究結果稍低,可能是底物和接種物性質差異造成的。(3)通過一級厭氧消化動力學模型求得的累積產氣量比實際數值偏高,這主要是因為,動力學模型值是指最大產氣潛力,而在實際消化過程中因各種生態因子的不確定性,使得累積產氣量偏低[7]。(4)短程好氧發酵48 h和72 h的餐廚廢物的厭氧反應速率常數高于空白對照組,可能是由于產氣速率不同所致。

3 結論

采用短程好氧發酵餐廚廢物,可以提高餐廚廢物VS降解率、增大SCOD,為厭氧消化提供適宜的豐富的底物,提高消化效率和累積產氣量,增強厭氧系統的穩定性;同時,必須防止過度好氧發酵以免過多地消耗底物和降低產氣量。與空白對照相比,短程好氧發酵12 h的餐廚廢物厭氧消比過程的p H值波動最小,過程最為穩定,累積產氣量提高了26%;而短程好氧發酵48 h、72 h的餐廚廢物厭氧消化的累積產氣量分別下降了22%和27%。好氧發酵6 h、12 h、24 h、48 h和72 h的餐廚廢物的厭氧反應速率常數分別為0.145 d-1、0.143 d-1、0.140 d-1、0.175 d-1和0.182 d-1。

[1] Lzumi K,Okishio Y K,Nagao N,et al.Effects of particle size on anaerobic digestion of food waste[J].International Biodeterioration and Biodegradation,2010,64(7):601-608.

[2] Hasegawa S,Shiota N,Katsura K,et al.Solubilization of organic sludge by thermophilic aerobic bacteria as a pretreatment for anaerobic digestion[J].Water Science and Technology,2000,41(3): 163-169.

[3] Pagilla K R,Kim H,Cheunbarn T.Aerobic thermophilic and anaerobic mesophilic treatment of swine waste[J].Water Research, 2000,34(10):2747-2753.

[4] 廖銀章,劉曉鳳,劉克鑫.城市有機垃圾發酵工藝研究[J].太陽能學報,1993,14(4):337-343.

[5] Charles W,Walker L,Cord-Ruwisch R.Effect of preaeration and inoculum on the start-up of batch thermophilic anaerobic digestion of municipal solid waste[J].Bioresour Technol,2009,100(8): 2329-2335.

[6] Brummeler E T,Koster I W.Enhancement of dry anaerobic batch digestion of the organic fraction of municipal solid waste by an aerobic pretreatment step[J].Biological Wastes,1990,31(3): 199-210.

[7] 張記市.生活垃圾厭氧消化的關鍵生態因子研究[D].昆明:昆明理工大學,2007.

[8] 蒲貴兵.泔腳厭氧發酵產氫的研究[D].昆明:昆明理工大學, 2008.

[9] 尹洪軍,蒲貴兵,孫可偉.接種物預處理對泔腳發酵產氫的強化研究[J].武漢工程大學學報,2009,31(1):67-72.

[10] Del Borghi A,Converti A,Pallazi E,et al.Hydrolysis and thermophilic anaerobic digestion of sewage sludge and organic fraction of municipal solid waste[J].Bioprocess and Biosystems Engineering,1999,20(6):553-560.

[11] Mata-Alvarez J.Biomethanization of the Organic Fraction of Municipal Solid Wastes[M].IWA,Cornwall,UK.2003.

[12] 吳滿昌.城市有機生活垃圾高溫厭氧消化工藝及沼渣綜合利用研究[D].昆明:昆明理工大學,2005.

[13] El-Mashad H M,Zeeman G,Van Loon W K P,et al.Effect of temperature and temperature fluctuation on thermophilic anaerobic digestion of cattle manure[J].Bioresource Technology, 2004,95(2):191-201.

[14] 劉連開.好氧預處理農業草類廢棄物的BMP分析和動力學研究[J].環境科學進展,1997,5(2):61-66.

[15] Amanda W,David S H,John F F.Effect of autothermal treatment on anaerobic digestion in the dual digestion process[J]. Water Science and Technology,1998,38(8-9):435-442.

[16] Cheunbam T,Pagilla K R.Aerobic thermophilic and anaerobic mesophilic treatment of sludge[J].Environment Engineering, 2000,126(9):790-795.

[17] Kübler H,Hoppenheidt K,Hirsch P,et al.Full scale co-digestion of organic waste[J].Water Science and Technology,2000,41 (3):195-202.

Shortcut Pre-Aeration of Food Waste Enhances Anaerobic Digestion Performance

ZHANG Ji-shi1,LüPei-ru2,WANG Qin-qing1
(1.School of Food and Bioengineering,Shandong Polytechnic University,Jinan 250353; 2.Audit Receiving Center for Construction Projects of Shandong Province,Jinan 250011,China)

A shortcut pre-aeration step was investigated as pre-treatment for thermophilic anaerobic digestion of food waste(FW).Shortcut pre-aeration reduced excess easily degradable organic compounds in FW, which were the common cause of acidification during the start-up of the batch system,and enhanced the stability of thermophilic anaerobic reaction with biogas production and digestion efficiency increasing.Careful consideration however must be taken to avoid over aeration as this consumes substrate,which would otherwise be available to methanogens to produce biogas.After pre-aeration of FW for 12 h,biogas production increased 26%, being the most biogas production(29 928 m L)of all others in their anaerobic process.The rate constants of anaerobic process on FW pre-aerated for 6 h,12 h,24 h,48 h and 72 h were 0.145 d-1,0.143 d-1,0.140 d-1, 0.175 d-1and 0.182 d-1,respectively.

food waste(FW);aerobic fermentation;anaerobic digestion;dynamics

X 705

A

1672-5425(2013)07-0074-05

10.3969/j.issn.1672-5425.2013.07.020

山東省高校科技計劃項目(J09LB11),濟南市高校院所自主創新計劃項目(201004035)

2013-04-19

張記市(1971-),男,山東臨沂人,博士,副教授,研究方向:廢物污染控制與資源化,E-mail:jnzhanghua@126.com。