AnMBR用于餐廚垃圾和剩余污泥共發酵的性能研究

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.西安建筑科技大學環境與市政工程學院,陜西 西安 710055；2.北控水務(中國)投資有限公司,北京 100020)

通過連續實驗和活性實驗,系統地研究了厭氧膜生物反應器(AnMBR)在不同有機負荷(OLR)條件下處理餐廚垃圾和剩余污泥的效率、穩定性及動力學特征.結果表明,AnMBR在各工況下(OLR:3.22～12.92gCOD/(L·d))能夠穩定運行.其中在OLR為6.48gCOD/(L·d)時運行性能最優,其甲烷產量為(4335±2)mL/d,甲烷產率為(361.2±0.2)mLCH4/gCODremoval,COD的去除率維持在(98.6±0.9)%,pH值穩定在7.71±0.03.當OLR超過12.92gCOD/(L·d),反應器內揮發性脂肪酸(VFA)達到了6108mgCOD/L.膜污染以濾餅層污染為主; 利用高通量測序(HTS)探究了系統中微生物的演變情況,菌是優勢細菌屬,在OLR為6.48gCOD/(L·d)時其相對豐度最高(20.1%),菌是優勢古菌屬,隨著OLR增加相對豐度均維持在67%以上;比產甲烷活性實驗表明隨著OLR的增加,產甲烷菌對乙酸的降解能力不斷提高.研究結果將為AnMBR處理餐廚垃圾和剩余污泥共發酵系統的最優工況選擇提供參考依據.

厭氧膜生物反應器；共消化；發酵性能；比產甲烷活性；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量逐漸增加,其資源化的問題受到越來越廣泛的關注.在單獨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的pH值緩沖體系,但剩余污泥中重金屬含量高等因素會在厭氧發酵過程中產生不利影響[1].因此將餐廚垃圾和剩余污泥進行共發酵可以平衡C/N比、稀釋有毒組分等,克服單基質發酵的弊端,從而有效提高資源的回收效率[2-3].但由于有機廢棄物厭氧發酵往往采用完全混合式的發酵系統 (CSTR),不能夠實現水力停留時間(HRT)和污泥停留時間(SRT)的完全分離,在較低的HRT條件下會導致比增長速率較慢的產甲烷菌的流失而使得能源轉化效率低以及造成系統穩定性的破壞,制約其資源化的利用[4].

厭氧膜生物反應器(AnMBR)是結合厭氧生物處理技術和膜處理技術的一種新型技術,其膜組件的截留作用能夠實現HRT和SRT的解耦從而克服傳統CSTR發酵系統在低HRT條件下污泥流失的問題[5].目前AnMBR應用于各類污廢水的處理中,包括市政污水[6]、工業廢水[7]等方面均取得了較好的成效.對于AnMBR處理高固有機廢棄物方面,國內外學者主要針對不同單一基質的降解效率進行了大量的研究,例如,Cheng等[8]進行了中空纖維型厭氧膜生物反應器在不同有機負荷條件下對餐廚垃圾的研究,指出在有機負荷(OLR)為9.72gCOD/ (L·d)時生物氣產量和有機物的去除效率均處于較高的水平并且優于完全混合式厭氧反應器.但是對于AnMBR處理餐廚垃圾和剩余污泥共發酵性能的研究仍需要進一步探索.

厭氧發酵作為一種復雜的生化過程,是在許多微生物的共同作用下完成的,產酸細菌和產甲烷細菌的動態平衡決定了厭氧發酵過程的穩定性.因此在厭氧發酵過程中對微生物群落結構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的比產甲烷活性(SMA).然而在AnMBR處理餐廚垃圾和剩余污泥共發酵系統中生物的活性變化與VFA積累之間的關系尚不明確.

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行特性,明確發酵系統的最優運行條件;同時利用比產甲烷活性實驗和高通量測序來分析了系統中VFA的甲烷化動力學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酵系統提供研究基礎.

1 材料與方法

1.1 餐廚垃圾和剩余污泥

本實驗所用餐廚垃圾參考學生食堂餐廚垃圾主組分進行人工配制,其主要成分包括(基于濕重,質量分數):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,用自來水將基質總固體(TS)調至9.5%～ 10.0%,儲存于4℃的基質罐里.共發酵基質的基本理化性質見表1.

表1 共發酵基質的理化性質

1.2 實驗運行

1.2.1 實驗裝置 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 的運行過程,維持操作溫度在 37℃,系統中產生的氣體由氣泵連續再循環,氣體流速控制在6L/min;出水通過蠕動泵控制,產氣量采用氣體流量計檢測.基質儲存在溫度恒為4℃的基質罐中且連續攪拌,進料由蠕動泵控制.AnMBR的實驗裝置如圖1所示.

圖1 中溫厭氧膜生物反應器(AnMBR)示意

1.2.2 實驗工況 本實驗共分為6個階段,啟動階段和HRT遞增階段(5個階段),其運行參數見表2,其中啟動階段設定起始負荷(以COD計)為(1.82±0.38) gCOD/(L·d),測定產氣量、氣體組分、VFA、堿度和pH值.穩定運行后即認為系統成功啟動,調整HRT為30d,然后逐漸縮短HRT至7.5d.

1.3 比產甲烷活性實驗

結合本實驗中主要VFA的類型,分別以3000mg/L乙酸鈉和丙酸鈉為基質進行比產甲烷活性實驗[13].在120mL的血清瓶中進行混勻,為保證實驗在厭氧條件下進行,用氮氣對瓶中空氣置換2min.隨后將血清瓶置37℃水浴搖床中,5min后釋放頂空熱膨脹產生的壓力.對于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,使瓶子最終壓力達到141.8kPa,然后向瓶子中注入1mL的Na2S·9H2O使其達到完全厭氧狀態.實驗得出的結果利用Gompertz方程[14]對產甲烷過程進行擬合.

式中:為某階段時刻產甲烷潛能,mL;0為某階段最大產甲烷潛能,mL;max為某階段最大產甲烷速率,mL/h ; e = 2.718281828;0為遲滯期;為活性實驗持續時間,h.

比產甲烷活性(SMA)通過公式(2)進行計算:

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

數據與圖形處理使用Microsoft office Excel 2010軟件,Gompertz 擬合采用 Origin pro 8.0.

1.4 膜阻實驗

通過在線記錄儀檢測了跨膜壓差(TMP)的變化,在數值接近于50kPa時,對膜組件進行清洗.將取出的膜浸入清水中,在清洗前進行清水過濾試驗,測定了膜通量和總壓.隨后進行膜的清洗,清洗方案分為4個步驟,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進行反沖洗,脫附24h,去除膜孔內有機物引起的阻力(p-org),最后用1.5L的3000mg/L的檸檬酸反沖洗,脫附2h,去除膜孔內無機物引起的阻力(p-inorg),每個清洗步驟完成后,需進行清水過濾試驗,測量剩余阻力.最后應用內擴撒模型(RIS)模型對各污垢部分的阻力進行量化,并對各部分對總阻力的貢獻進行評價[8].

1.5 分析方法

1.5.1 物化分析 堿度的測定采用酸堿滴定法;pH值采用便攜式pH計(Horiba,日本);蛋白質和多糖分別采用Folin-酚試劑法和苯酚-硫酸分光光度計法.CH4、CO2、N2和 H2采用氣相色譜法(GC-PE680,美國),填充色譜柱固定相(Porapak Q)進樣口溫度為130℃,柱溫箱溫度為140℃,TCD溫度為160℃,載氣為氬氣,流速4mL/min;氣體產量采用氣體流量計;VFA采用氣相色譜(GC-Shimadzu2014,日本),色譜柱為DB-FFAP,FID檢測器溫度為230℃,進樣口溫度為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 甲烷產率計算 公式如下:

式中:為甲烷產率,mLCH4/gCODremoval;CH4為甲烷產量,mL;COD進為進料 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 計算公式

式中:為微生物降解率,%;CH4為甲烷產量,mL; COD進為進料COD,gCOD;350為1gCOD的甲烷轉換量.

1.5.4 DNA提取 為了研究不同負荷條件下微生物群落結構變化,對各個階段的微生物群落進行檢測.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行操作提取DNA(MOBIO,USA).將提取的DNA儲存在-20℃環境下等待進一步分析.

1.5.5 高通量測序 采用以16S-rRNA為靶點的高通量測序(HTS)對細菌和古細菌群落進行了分析.用引物341F和806R進行細菌DNA擴增,使用50mLPCR反應混合物進行PCR擴增, PCR擴增方法如下:(1)94℃下持續3min;(2)94℃下持續30s,45℃下持續20s,60℃下持續30s,循環5個周期;(3)94℃下持續20s,55℃下持續20s,72℃下持續30s,循環20個周期;(4)72℃下持續10min,然后在10℃下冷卻.細菌和古細菌經過PCR擴增前向引物結合獨特的條形碼,這樣就可以識別出光照序列中的每個樣品.用DNA純化試劑盒純化PCR產物,用DNA檢測試劑盒(美國Qubit 20DNA)測定純化后的DNA濃度.

高通量由上海生工有限公司采用Illumina Miseq測序系統(Illumina,USA)進行檢測.根據條形碼和過濾標準,初始過程使用核糖體數據庫項目(RDP)熱測序通道對所含序列進行分類.使用FLASH合并對原始DNA片段進行讀取,之后使用PRINSEQ對這些合并的讀取進行質量控制.接著使用UCHIME篩選出PCR嵌合體.使用RDP分類齊全在引導程序截止點80%處對序列進行軸序分類,利用RDP通量模塊計算多樣性指數.

2 結果與討論

2.1 AnMBR運行效果分析

2.1.1 AnMBR的運行特性 連續實驗數據見圖2,并對其中一些指標在表2中進行了總結.當系統成功啟動后,通過將HRT從30d縮短至5d,使系統OLR從3.22gCOD/(L·d)提升至19.81gCOD/(L·d),隨著實驗的進行,生物氣產量(圖2a)從1.1L/(L·d)穩定增加至4.4L/(L·d),甲烷占比持續維持在(60±1.2)%,當OLR達到19.8gCOD/(L·d)時,生物氣產量急劇下降至1.6L/(L·d),此時甲烷占比下降至42.6%.在穩定運行階段(OLR:3.22～12.92gCOD/(L·d)),反應器內pH值維持在7.5～7.8范圍內,VFA的最大濃度達到2094mgCOD/L,低于產甲烷菌的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)時迅速升高至1608mgCOD/L,該現象可能是由于在過高的負荷下,水解酸化速率與VFA互營氧化產甲烷速率不平衡加劇,且利用丙酸的微生物的活性相對于其他VFA而言較低造成的[15].當HRT縮短至5d,OLR達到19.8gCOD/(L·d)時,總揮發性脂肪酸(TVFA)大量積累至6108mgCOD/L,pH值下降至6.11,系統酸敗.

2.1.2 OLR對AnMBR效能及穩定性的影響 反應器的效能以及緩沖能力是評價反應器穩定運行的重要指標.不同OLR條件下,系統的甲烷產率如圖3(a)所示.隨著OLR的增加,甲烷產率從276mLCH4/ gCODremoval增加至361mLCH4/gCODremoval,在OLR超過6.48gCOD/(L·d)時甲烷產率略微下降,但仍平均維持在293mLCH4/gCODremoval,相比于傳統的CSTR發酵系統來說,處于較高的水平,其具體的對比見表3.在本研究中,系統中COD的去除率(圖3b))基本維持在(98.6±0.9)%.根據式4計算可知,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則是由于膜對顆粒態有機物的截留作用而去除.

表2 AnMBR反應器的運行參數

注:N.D.表示未檢測出;TA表示總堿度.

圖2 不同OLR條件下AnMBR的性能指標

表3 反應器運行性能與其他研究中的對比

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酵體系中,大量的蛋白質水解產生的NH4+-N能夠與系統中的CO2結合產生NH4HCO3從而中和反應器中的VFA,確保反應器維持在一個合適的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的穩定性.然而當OLR超過12.92gCOD/(L×d)時,堿度降低至(3225±225)mg- CaCO3/L,此時不足以中和反應器內的VFA而造成系統的pH值和甲烷產量下降.有研究表明[17],堿度和VFA之間的平衡會顯著影響厭氧消化過程的穩定性,因此可以引入總揮發性脂肪酸/總堿度(TVFA/TA)的比值來作為系統穩定性的指標.當TVFA/TA低于0.4時,說明系統處于穩定狀態[17].由圖3d可知,當OLR低于12.92gCOD/(L·d)時,該比值較低,而當OLR超過該負荷時,系統中堿度急劇下降,TVFA/ TA升至1.89,遠大于反應器穩定運行的TVFA/TA失穩值,與此同時,pH值驟降至6.11以下,系統酸敗.因此,為了使系統維持在穩定運行的狀態,需要及時向其中投入一定的堿度,使系統處于一個合適的pH值環境.

圖3 不同OLR條件下的甲烷產率、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

在長期的連續實驗中,對AnMBR的總固體(TS)和揮發性固體(VS)濃度進行了監測,如圖4(a)所示.在OLR為3.22gCOD/(L·d),TS和VS濃度均呈上升狀態,隨后分別穩定在41.6和24.5g/L.在OLR達到12.92gCOD/(L×d)時,TS和VS急劇升高至56.1和36.8g/L.該結果可能是因為在該階段丙酸在反應器中的大量積累對微生物產生了毒性,致使其對底物的利用率降低,從而使得固體物質在反應器中發生積累.為了進一步探究膜污染特性,通過在線記錄儀檢測了TMP的變化,其結果如圖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.

通過膜阻實驗和RIS模型定量分析了膜污染,其結果如圖4(c)所示,在OLR為3.22gCOD/(L·d)時,濾餅層阻力(c)、有機孔塞阻力(p-org)、無機孔塞阻力(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.根據其結果可知,隨著負荷的增加,c所占的比例隨之增加,這可能是因為過高的OLR條件會直接導致溶解性有機物的積累,吸附在膜表面而加重膜污染.

圖4 實驗運行過程中的TS、VS、TMP以及膜阻分布

2.3 微生物的特性分析

2.3.1 細菌和古菌群落變化分析 通過高通量測序探究了系統中細菌和古菌群落的變化,為了能夠進一步探究細菌群落的演變情況,利用RDA分析了環境因子對相對豐度高于1%的細菌群落的影響.由圖5可以看出,屬于Chloroflexi門的菌是優勢菌屬,其相對豐度在各階段依次為6.18%、8.4%、20.1%、10.77%和8.07%,菌能夠提高系統的水解和發酵速率,且能夠促進有機物到乙酸的轉化速率[20];菌[21]屬能夠通過克蘭反應代謝系統中的氨基酸產生VFA和NH4+-N,產酸細菌菌[4]的相對豐度呈現出與菌屬相同的增長趨勢,隨著OLR的增加其相對豐度分別依次為0.57%、0.17%、0.34%、0.85%、2.94%和0.01%、0.03%、0.04%、1.06%、2.56%.根據圖6(a)可知,菌和菌均與TVFA的濃度呈顯著正相關,該現象說明這兩種菌容易在高負荷條件下富集生長,并且能夠適應高濃度VFA環境;菌[22]是另外一種蛋白質降解菌屬,可最終產生乙酸和丙酸等物質.菌可以吸收氨基酸產生乙酸,其相對豐度隨著OLR的增加而減少從2.45%逐漸降低至0.45%,此外,根據圖6(a)所示, 產氫產乙酸細菌菌[11]與丙酸成正相關關系,這是因為該菌主要通過降解丙酸和丁酸產生乙酸和氫氣,說明該菌大量富集能夠提高系統對丙酸的降解能力,菌的相對豐度在OLR為9.7gCOD/(L·d)時達到最大值2.31%,該結果可能因為在此階段丙酸含量較多而促進了菌的生長.

圖5 微生物的相對豐度分布

如圖5(b)所示,菌作為系統中最主要的古菌屬,其相對豐度隨著OLR的增加逐漸從67.07%增加至97.24%,在OLR超過9.7gCOD/(L·d)時呈現下降趨勢,該菌屬作為兼性產甲烷菌,在乙酸濃度較高的環境下更有利于其生長[23]根據RDA分析(圖6b)菌與丙酸成正相關關系,說明系統中對于丙酸的處理能力與該菌的富集生長有關,提高系統中菌的相對豐度可能在一定程度上能夠提高對丙酸的降解能力,此外,該菌與堿度呈正相關關系,說明它能夠在高堿度環境下富集生長,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勢菌屬的原因之一;菌和菌是氫營養型產甲烷菌,菌隨著OLR增加至12.92gCOD/(L·d)其相對豐度也隨之增長到22.58%,相反菌的相對豐度在OLR超過6.48gCOD/(L·d)后逐漸從8.54%降至0.08%,這可能是因為菌對氫氣的利用速率大于菌而抑制了菌的生長[22].

根據RDA分析(圖6b)可知,菌與TVFA呈正相關關系,說明它能夠適應較高濃度的VFA環境,這也可能是菌在OLR為12.92gCOD/(L·d)時相對豐度較高的原因.

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 比產甲烷活性 污泥的比產甲烷活性可以反映污泥具有的COD去除以及甲烷生產的潛力.本研究進行了以乙酸鈉、丙酸鈉以及H2/CO2為底物的產甲烷菌的活性實驗,并利用Gompertz方程(式1)對其累計產甲烷曲線進行擬合,并利用公式2計算各階段的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定階段的反應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,系統中降解丙酸的互營氧化菌得到不斷強化,而在OLR為12.92gCOD/(L×d)時,丙酸的SMA趨于平緩,系統中出現了大量的丙酸積累.當以H2/CO2作為底物時,其SMA隨著OLR的增加基本保持不變,當OLR達到12.92gCOD/(L·d)后迅速增長至0.50gCH4-COD/(gVSS·d),這可能是因為在該階段系統中出現較高的氫分壓而使得氫營養型產甲烷菌的活性增加.

3 結論

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

3.2 通過長期監測系統的TMP以及膜阻分析,可以得出系統中的膜污染主要為濾餅層污染.

3.3菌是優勢細菌屬,在OLR為6.48gCOD/(L·d)時其相對豐度最高為20.1%,菌是優勢古菌屬,隨著OLR增加相對豐度均維持在67%以上.

3.4 通過比產甲烷活性實驗結果可知,隨著OLR的提高,乙酸和丙酸的SMA均相應增加,但乙酸的SMA處于較高水平,因此系統中幾乎沒有乙酸積累,在OLR 為12.92gCOD/(L×d)時,丙酸的SMA增幅顯著下降,而導致系統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,西安建筑科大學碩士研究生,主要研究方向為餐廚垃圾厭氧厭氧生物處理.

2020-10-13

國家自然科學基金資助項目(52070148)

* 責任作者, 副教授, Qian.LI@xauat.edu.cn