唐嘉陵,王晓昌,蒲云辉,胡以松*,李玉友



餐厨垃圾酸性发酵及其产物为碳源的脱氮特性

唐嘉陵1,王晓昌1,蒲云辉2,胡以松1*,李玉友3

(1.西安建筑科技大学环境与市政工程学院,陕西西安710055；2.成都大学建筑与土木工程学院,四川成都610106；3.东北大学市政与环境工程学院,日本仙台9808579)

利用餐厨垃圾为基质进行酸性发酵并利用其发酵产物作为反硝化碳源,结果发现发酵过程具有明显的阶段性,即碳水化合物→乳酸→VFAs,这主要与发酵过程中微生物种群的变化关系较大.发酵72h后,相对丰度达99.3%,乳酸含量达到最大值(45.2g/L).利用不同阶段的发酵液(未发酵、部分发酵、乳酸为主和VFAs为主)作为反硝化碳源时发现,与乙酸钠相似,乳酸为主的发酵液具有良好的反硝化能力(0.15g NO3--N/g COD)和较快的反硝化速率[6.1g NO3--N/(g VSS·h)],其有机物利用效率较高,厌氧污泥产率低,并在C/N大于5.7时能够实现完全的反硝化.将以乳酸为主的发酵液用于实际污水处理时发现,SBR脱氮效率明显提高.而且不会对硝化过程产生抑制,因此利用餐厨垃圾进行乳酸发酵,不仅能够缩短发酵时间、降低废物处理费用,还能获得优质的反硝化碳源.

餐厨垃圾；反硝化；碳源；酸性发酵

餐厨垃圾是城市固体废弃物的重要组成部分[1-2],有机物含量较高,容易腐败变质.目前,餐厨垃圾处置方式主要有:填埋、喂养牲畜、堆肥等,然而这些处置方式可能带来潜在的污染问题[3].随着餐厨垃圾产量的不断增加,寻求合理的餐厨垃圾处置方式十分必要.

近些年,利用餐厨垃圾作为厌氧发酵基质制备甲烷、H2等成为了研究热点[4-6],这不仅实现了垃圾减量,还能获取一定的经济效益.此外,利用餐厨垃圾酸性发酵获取中间产物如短链脂肪酸(SCFA)、乳酸等也成为了新的研究方向.Jiang等[7]利用餐厨垃圾在pH值为6时得到了最大的SCFA产率(0.47g/g VSremoved). Wu等[8]发现pH值为4时,酸性发酵以同型乳酸发酵为主,提高pH值至5时则转化为异型乳酸发酵,并指出产物的变化与发酵体系中微生物种群的演替有关[8].随着发酵的进行,微生物种群发生变化,发酵产物也明显不同[9].研究表明,间歇控制pH值使反应体系呈现波动的pH值范围,有利于乳酸菌积累,提高产量,节省费用[10].尽管对于恒定pH值条件下的发酵规律已有大量研究,而对间歇控制pH值条件下餐厨垃圾发酵特性及发酵过程中微生物种群演替规律的报道却比较少见.

此外,城市生活污水中有机物含量较低导致脱氮除磷不完全的现象十分普遍.为了提高脱氮除磷效果,化学碳源如甲醇、葡萄糖等常被作为外增碳源[11-12].然而,这些碳源价格昂贵,投加量控制不当容易导致NO2--N积累,影响出水水质,难以在实际污水处理中大量应用[13-14].利用餐厨垃圾发酵制备挥发性脂肪酸(VFAs)用于强化反硝化过程已得到了广泛研究[15].然而,也有研究表明部分发酵的产物中有机物种类较多,能够促进微生物的协同作用,进而表现出较好的反硝化特性[16-17].为了优化发酵条件,获取更优质的反硝化碳源,考察不同阶段发酵产物的反硝化特性十分必要.

本文主要利用餐厨垃圾作为基质进行酸性发酵,考察其发酵过程中的产物变化及微生物种群演替规律,并探究不同阶段发酵产物的反硝化特性,以及发酵产物用于实际污水处理过程的可行性,为污水处理与固体废物处置的有机结合提供参考.

1 材料与方法

1.1 餐厨垃圾酸性发酵

餐厨垃圾取自西安某校园食堂餐厅.收集的餐厨垃圾经过人工预处理 (去除骨头、废纸、肉类等) 后,加入热水并搅拌去除油脂,重复3次,油脂可基本去除.将处理后的餐厨垃圾投入磨碎机内,打磨10min后经过筛网(筛孔为1mm)过滤,滤液加入自来水调节总固体浓度(TS)至9.0%左右,放入冰箱(4℃)保存,性质如表1所示.将5L滤液(TS=9.0%)加入厌氧发酵罐中,发酵罐采用搅拌器连续搅拌(100r/min),采用水浴循环保持反应器内温度在37℃左右,每隔12h利用5mol/L的NaOH调节pH值至6.每12h从发酵罐内取样进行分析,144h后,体系中组分基本保持稳定,发酵停止.

表1 滤液(TS=9.0%)的物理及化学特性

1.2 高通量测序

为了进一步解释酸性发酵条件下各组分的变化规律,利用高通量测序,考察了发酵过程中微生物的演替规律.取发酵0,72,108h的发酵液,提取其中的微生物DNA,利用引物(27F: 5’-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3’和533R: 5’-TTACCGCGGCTGCTGGCAC-3’)进行扩增后[18],利用Roche 454GS FLX+ Titanium 平台进行测序,剔除碱基少于200bp的序列后,与GenBank对比,识别出发酵液中的微生物种群.

1.3 反硝化实验

为了探究不同发酵阶段餐厨垃圾发酵液的特性,选择0h(未发酵)、36h(部分发酵)、72h(乳酸为主)及108h(VFAs为主)的发酵液进行反硝化实验.步骤如下:取西安某污水处理厂(A-A-O-MBR)的厌氧池污泥于4个4.5L批式反应器中,分别利用上述4种发酵液作为碳源(COD=300mg/L, NO3--N=50mg/L)进行驯化,每天换水2次,1个月后出水水质基本稳定.反硝化实验开始前,取驯化后的污泥,利用超纯水将污泥淘洗3次,去除其中的有机物、NO3--N及NO2--N,用超纯水定容至1.5L,通入N2去除溶液中的溶解氧(DO),加入NaNO3和碳源(空白、0h发酵液、36h发酵液、72h发酵液、108h发酵液和乙酸钠),使得NO3--N和COD的最终浓度分别为(35± 5)mg/L和(250±20)mg/L,污泥浓度为2000mg/L左右.反应体系pH值保持在7.0~8.2之间.实验过程中,采用搅拌器连续搅拌混合,定时取样分析NO3--N、NO2--N和COD.比反硝化速率为:

式中:DN为比反硝化速率,mg NO--N/(g MLVSS·h);MLVSS为污泥浓度,g/L;为反硝化时间,h;NO-N为NO3--N+0.6NO2--N,mg/L.

反硝化过程中NO-N的变化速率与碳源的可利用性有较大的关系,因此根据NO-N的变化可将碳源分为3类,即易快速降解有机物()、慢速降解有机物()和微生物内源碳源[19].这3类有机物作为碳源时,表现出的反硝化特性差异较大,因此可利用反硝化的速率可间接获得复合型碳源中这3类有机物的组成情况.

为了考察不同C/N条件下,餐厨垃圾发酵液的反硝化特性,进而获得最佳的反硝化C/N比值.取72h餐厨垃圾发酵液驯化后的污泥利用纯水洗泥3次后,等分为6份于密闭瓶中,用纯水定容至1.5L,利用N2吹脱混合液中的DO,向反应器中加入NaNO3使得NO3--N浓度为35~40mg/L,而后加入一定量的餐厨垃圾发酵液,使得密闭瓶中C/N为3.4、4.0、4.8、5.2、5.7和7.0.反应体系中pH值保持在7.0~8.2.实验过程中,采用搅拌器连续搅拌混合,定时取样分析NO3--N、NO2--N和COD.

1.4 SBR反应器

通过反硝化实验发现,以乳酸为主的发酵液具有良好的反硝化特性,为了进一步考察,其作为污水处理过程中外增碳源的特性,利用72h餐厨垃圾发酵液作为多段进水SBR的外增碳源.

SBR反应器的运行程序如图1所示,3阶段进水分别为进水总体积的50%、30%和20%,周期运行时间为6h.反应器利用西安某污水处理厂好氧池污泥进行接种,进水为投加餐厨垃圾发酵液的校园生活污水,其中COD为250~300mg/L, NH4+-N为35~50mg/L,PO43--P为4~5mg/L.水力停留时间为9h,污泥浓度保持在3000~4000mg/L.每天取反应器进水和出水,分析NH4+-N、NO3-- N、NO2--N和COD,分析方法参照APHA[20].

1.5 分析方法

发酵液中TS、VS、TCOD、总碳水化合物等的分析方法参照APHA[20],混合液于5000r/min条件下离心5min后,通过0.45μm滤膜过滤,利用滤液分析测定溶解性COD、碳水化合物、蛋白质、乳酸及VFAs.碳水化合物测定方法为蒽酮试剂法,蛋白质采用Lowry法测定[21],乳酸利用HPLC进行分析,VFAs则利用GC测定[17].

1.6 计算方法

根据反硝化实验中,NO-N与有机物的变化规律,可以理论计算出以下参数:

反硝化潜能(DN, mg NO3--N/mg COD):

发酵液中快速降解有机物含量(S, mg/L):

(3)

有机物用于反硝化过程的效率(, %):

厌氧污泥产率(HD, g COD/g COD):

(5)

式中:NO3--N0、NO-N0和COD0表示初始投加,而NO3--Ne、NO-Ne和CODe表示反应结束时NO3--N、NO-N和COD的含量(mg/L).

2 结果与讨论

2.1 餐厨垃圾酸性发酵规律

2.1.1 产物变化规律及成分分析 由图2可以看出,发酵开始时,基质中主要以多糖为主,其含量为53.3g/L,占总COD的89%左右.随着发酵的进行,多糖含量不断降低,乳酸含量逐渐增加.到第72h,乳酸含量达到最大值(45.2g/L),表明酸性条件下,发酵产物以乳酸为主.这主要是因为发酵体系中由于酸性物质大量产生, pH值在3~5h内降至4,大部分微生物难以生存,而乳酸菌能在酸性环境中保持较高的活性,因此乳酸为主要产物.随着反应的进行,多糖的含量降至最低,并保持稳定.此时反应器内pH值保持在5~6,微生物种群发生变化,乳酸被不断消耗,含量开始下降,相应VFAs浓度逐渐上升.到108h后,各种组分含量保持恒定,这与之前的研究结论一致[10].在第108h时,VFAs的含量达到最大值,其中乙酸含量为25.3g/L,丙酸为14.2g/L,丁酸含量为8.3g/L.由此说明发酵产物随着发酵时间的进行不断变化,这可能和体系中微生物的演替有关.

根据产物的组成,可将发酵过程分为4个阶段,即未发酵阶段、部分发酵阶段、以乳酸为主和以VFAs为主.表2可以看出,4个阶段发酵产物的成分存在较大差异,发酵前(0h),餐厨垃圾以多糖为主,占SCOD的89.1%以上,其他组分含量较低.乳酸含量为SCOD的4.8%左右,这主要是由于餐厨垃圾中含有乳酸菌,能将餐厨垃圾中少量有机物转化为乳酸.发酵36h后,乳酸含量增加,占SCOD的44.6%左右,而其他组分含量相对稳定.到72h后,碳水化合物几乎全部被降解,仅占SCOD的7.8%,而乳酸成为主要成分,为82.0%,同时发酵液中乙酸的含量也有所升高(5.4%).发酵108h后,乳酸被大量降解,而VFAs的含量逐渐升高.在VFAs中,乙酸含量最高,为48.3%,丙酸和丁酸含量分别为27.1%和15.9%.由此说明在间歇调节pH进行酸性发酵时,基质转化过程存在明显的阶段性,不同阶段的发酵液组分具有明显的区别.

表2 不同发酵阶段发酵液的组分(%COD)

2.1.2 发酵过程中微生物种群的变化 如表3所示为发酵过程中不同阶段微生物的变化情况,可以看出随着发酵的进行,微生物种群发生了较大的改变.0h时,发酵液中微生物种群较为丰富,其中产乳酸菌含量较高,丰度分别为43.63%、19.18和7.22%.此外还有部分产丙酸菌和产乙酸菌,分别为8.13%和3.32%.其他种类丰度较低,如占2.58%.餐厨垃圾中为乳酸的主要生产者,能够在较低的pH值(pH 4~5)条件下保持较高的生物活性[8].因此到72h时,反应器内丰度增加至99.3%,这也是发酵的前72h之内乳酸含量不断增加的原因.可以看出,72h时,其他种类微生物含量较低,可能是在较低的pH条件下,这些微生物难以生存而逐渐被淘汰所致.然而,至108h时,的丰度降为9.64%,而其他微生物逐渐增加,这证明了72h后乳酸含量逐渐减少,VFAs含量逐渐增加的原因.此外,的丰度在72h为0,但在108h时又增加至 8.54%,表明发酵过程中微生物的演替具有可逆性.此外,发酵液中出现了一些其他种类微生物如等.由此说明,发酵产物的变化规律与反应器中微生物种群的演替规律关系密切.

表3 不同发酵阶段微生物的相对丰度(%)

2.2 发酵液的脱氮特性

2.2.1 不同发酵阶段碳源的反硝化特性 为了探究发酵过程中,4个阶段(0h、36h、72h及108h)的发酵产物所具备的反硝化特性,利用发酵液作为碳源进行了反硝化实验,结果如图3所示.混合液中NO3--N含量随着时间逐渐降低,其中0h的发酵液作为碳源时,NO3--N的浓度下降较慢,这主要是因为未经发酵的餐厨垃圾中以分子量较大的碳水化合物为主,不易于被反硝化菌群利用,因此其反硝化速率较慢[19].而以发酵36h后的发酵液作为碳源时,NO3--N的下降速度明显加快,90min内降至13.6mg/L,到240min后基本稳定在5mg/L左右.同时,NO3--N的利用速率可大致分为2个阶段,第1阶段中NO3--N的下降速率较快,而第2阶段NO3--N的降低速率相对较慢,这主要是由反硝化菌对发酵液中的有机物利用速率不同所致.研究表明,易降解的小分子物质(例如乳酸、VFAs等)能够快速被反硝化菌利用从而使得反硝化过程较快,而大分子物质(例如蛋白质、多糖)需要在水解后才能被微生物利用,从而反硝化速率较低[19].这与36h的发酵液中,乳酸和多糖所占比例较大一致.发酵72和108h后,发酵液中主要以小分子有机物(VFAs和乳酸)为主,反硝化菌群能够利用这些小分子有机物快速实现反硝化,因此其NO3--N的下降速率明显高于前2种碳源.乙酸钠是易生物降解的小分子有机物,被认为是理想的反硝化碳源.

以乳酸(72h)和VFAs(108h)为主的发酵液作为碳源时,NO3--N的变化情况与乙酸钠十分相似,由此可以说明以乳酸为主的餐厨垃圾发酵液可以被认为是易降解的碳源.另外,可以看出NO3--N的最终浓度也有明显的差异,由此说明这几种碳源的反硝化能力也有明显区别.

以0h和36h发酵液作为碳源时,NO2--N积累量较低.而以72h发酵液为碳源时,NO2--N逐渐积累,至120min达到最大值(3.85mg/L);以第108h发酵液为碳源时,NO2--N在75min达到7.1mg/L左右,而后缓慢下降,至第240min降至0.21mg/L.由此可见,以乳酸为主的发酵液不会导致严重的NO2--N积累,而以VFAs为主的发酵液更容易导致NO2--N积累.同时可以看出,以乙酸钠为碳源时,NO2--N的积累十分严重.105min内达到最大值(10.7mg/L),而后又迅速下降.由此可以说明,与未发酵和部分发酵的餐厨垃圾发酵液相比,以乳酸和VFAs为主的发酵液具有较快的反硝化速率.但以乳酸为主的发酵液作为碳源时,不但可以缩短发酵时间,降低碳源制备成本,而且在用作碳源时不会导致严重的NO2--N积累.

根据反硝化实验中NO-N的变化,通过模拟计算出了这4种碳源的反硝化特征参数,如表4所示.

表4 不同阶段发酵液的反硝化特征参数

从表4可以看出,0h和36h的发酵液出水中NO3--N含量较高,而72h和108h发酵液的出水NO3--N较低,说明其反硝化过程比较完全.0h发酵液的DN较低,仅为0.11mg NO3--N/mg COD,这主要是因为0h发酵液中含有的大量碳水化合物需要经过水解后才能被反硝化菌群利用,而在水解过程中导致部分能量被消耗所致.而72h的发酵液与乙酸钠的DN相等,为0.15mg NO3--N/g COD,由此说明以乳酸为主的发酵液具有较好的反硝化性能.此外,由反硝化速率可以看出,内源反硝化速率(Edo)都较小,0h发酵液作为碳源时仅表现为慢速降解过程(V),表明未发酵的餐厨垃圾仅含有慢速降解化合物.而36h和72h的发酵液的V一致[6.1mg NO3--N/(g VSS·h)],这主要是因为在快速反硝化阶段,乳酸作为主要的反硝化碳源.而36h发酵液中含有大量的碳水化合物和蛋白质,因此又表现出慢速降解过程(V).而发酵108h后,发酵液的V最高,为6.8mg NO3--N/ (g VSS·h),这主要是因为发酵液中VFAs含量较高,能够快速被反硝化菌群利用.然而,由于NO2--N大量积累,导致整体反硝化速率降低,表现出慢速过程.72h发酵液中的快速降解有机物()最高,为219.1mg/L,占进水SCOD的95.3%.而108h发酵液中含量却较低为66.2%,远低于VFAs占SCOD的比值(91.3%),这可能与污泥中微生物代谢有机物的途径有关.

由反硝化实验可以进一步分析得出不同发酵阶段产物中有机物用于反硝化的效率()以及厌氧污泥产率(HD),如图4所示.可以看出,有机物的利用效率均在30%以上,而0h发酵液的利用效率为32.4%,72h的发酵液有机物利用效率最大为42.5%,这主要是因为乳酸为主的发酵液能够快速被反硝化菌群用于反硝化过程,而较少地被用于其他代谢活动.乙酸钠的COD利用效率(43.2%)与72h发酵液相当.此外,污泥产率也是表征碳源特性的重要参数,厌氧污泥产率越高,表明碳源用于合成微生物细胞和其他代谢活动所消耗的有机物越多,相应用于反硝化的有机物量越少.图4(b)可以看出,0h发酵液的厌氧污泥产率最大,达到0.68g COD/g COD;72h发酵液和乙酸钠的污泥产率最低,为0.57g COD/g COD;而发酵108h的发酵液为0.62g COD/g COD,由此说明发酵72h的以乳酸为主的发酵液具有较好的反硝化能力.

2.2.2 以乳酸为主的发酵液在不同C/N条件下的反硝化特性 利用以乳酸为主的发酵液作为碳源,考察其在不同C/N条件的反硝化特性,结果如图5所示.可以看出,随着C/N逐渐增加, NO3--N的最终浓度减小,当C/N为3.4时,含量为18.5mg/L;而当C/N提高至5.7时,其最终浓度为0.06mg/L,反硝化进行得比较彻底.此外,在所有的C/N条件下,90min内NO3--N的下降速率比较接近,这主要是因为发酵液中乳酸为主要成分,反硝化菌群利用乳酸作为碳源进行反硝化.而在C/N低于5.7时,90min后,NO3--N下降速率减慢,这主要是因为乳酸被完全利用后,反硝化菌群只能利用发酵液中的其他有机物(蛋白质、多糖等)作为碳源,而这些有机物需要经水解才能被利用,因此反硝化速率降低.而C/N高于5.7时,乳酸含量较高,能够满足反硝化需求的碳源,因此速率较快.由此说明,以乳酸为主的发酵液能够作为有效的反硝化碳源,并且当C/N高于5.7时,反硝化过程十分彻底.

2.2.3 发酵液作为外增碳源的脱氮效果 为进一步考察发酵液作为碳源强化实际污水处理过程的脱氮效果,利用餐厨垃圾发酵液作为SBR的碳源,结果如图6所示.可以看出,发酵液投加前,出水NO3--N较高,基本保持在20mg/L以上,TN去除效率仅为40%左右,这主要是由进水中有机物含量较低,导致碳源不足,反硝化过程不完全所致.投加发酵液后,出水中NO3--N明显下降,并保持在7mg/L左右,TN去除效率提高至80%以上.由此说明发酵液的投加强化了SBR反硝化过程,进而提高脱氮效率.同时可以看出,发酵液投加前后,出水中NH4+-N始终保持在0.5mg/L以下,去除效率达到99%以上,硝化过程十分彻底,表明发酵液的投加并不会抑制或影响硝化菌群的活性.以乳酸为主的发酵液能够作为外增碳源用于实际污水处理中.

3 结论

3.1 餐厨垃圾中有机物组分随着发酵的进行呈现出明显的阶段性.首先由碳水化合物转化为乳酸,此后乳酸被逐渐消耗转化为VFAs.

3.2 发酵72h后,发酵液中乳酸含量达到最大(45.2g/L),与此同时,的相对峰度达到99.3%.

3.3 通过反硝化实验发现,与乙酸钠相似,以乳酸为主的发酵液具有较快的反硝化速率(6.1mg NO3--N/g VSS·h)和较高的反硝化潜能(0.15g NO3--N/g COD),并且在C/N高于5.7时能够实现彻底的反硝化.

3.4 利用以乳酸为主的发酵液作为SBR外增碳源处理低C/N污水时发现,发酵液能够明显提高反应器脱氮效率,并且不会对硝化过程产生抑制作用.

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Characteristics of food waste acidogenic fermentation and its products as external carbon sources for nitrogen removal.

TANG Jia-ling1, WANG Xiao-chang1, PU Yun-hui2, HU Yi-song1*, LI Yu-you3

(1.School of Environmental and Municipal Engineering, Xi’an University of Architecture and Technology, Xi’an 710055, China；2.School of Architecture and Civil Engineering Chengdu University, Chengdu 610106, China；3.Department of Civil and Environmental Engineering, Tohoku University, Sendai 9808579, Japan).

Acidogenic fermentation with food waste and using the fermentation products as carbon sources for nitrogen removal were investigated in this study. It was found that, related to the shifts of microbial communities, a two-stage organic transformation processes (carbohydrate→lactate→VFAs) existed during the fermentation period. After 72h, the relative abundance ofachieved to 99.3% accompanying with the maximal lactate (45.2g/L). Using the fermentation products at different stages (before fermentation, partial fermentation, lactate and VFAs) as external carbon sources for denitrification, it was found that, similar to the sodium acetate, the products mainly containing lactate showed high denitrification potential (0.15g NO3--N/g COD) and rate [6.1g NO3--N/(g VSS·h)] with high organics utilization efficiency and low heterotrophic yield and could achieve complete denitrification at C/N over 5.7. Applying the fermentation producsts as external carbon sources in a SBR could obviously improve nitrogen removal efficiencies and showed no negative effects on nitrification. So lactic acid fermentation with food waste could not only shorten the fermentation period, decrease the cost of waste dispose, but also obtain high-quality carbon sources for denitrification.

food waste；denitrification；carbon sources；acidogenic fermentation

X703.5

A

1000-6923(2017)04-1426-08

2016-07-27

国家自然科学基金资助项目(51508450); 陕西省污水处理与资源化重点科技创新团队(2013KCT-13);博士后基金(2015M582760XB)

唐嘉陵(1988-),男,四川南充人,西安建筑科技大学博士研究生,主要从事废水深度处理及其资源化研究.发表论文10余篇.

* 责任作者, 讲师, yshu86@163.com

, 2017,37(4)：1426~1433