牧輝， 李巖， 華棟梁， 張曉東 ，許海朋， 金付強(qiáng)

(山東省科學(xué)院能源研究所，山東省生物質(zhì)氣化技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，山東 濟(jì)南 250014)

?

【生物質(zhì)能源】

污泥增強(qiáng)番茄莖葉單相發(fā)酵產(chǎn)沼氣研究

牧輝， 李巖， 華棟梁， 張曉東*，許海朋， 金付強(qiáng)

(山東省科學(xué)院能源研究所，山東省生物質(zhì)氣化技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，山東 濟(jì)南 250014)

摘要：針對(duì)番茄莖葉自然發(fā)酵速率較慢的問題，采用與剩余污泥混合發(fā)酵(番茄莖葉與污泥揮發(fā)性固體質(zhì)量比為1:2)調(diào)控底物營養(yǎng)結(jié)構(gòu)，同時(shí)接種0.1 g/mL顆粒污泥彌補(bǔ)體系產(chǎn)甲烷菌微生物不足的方法，不僅使番茄莖葉的去除率達(dá)到95%以上，而且顯著提高有機(jī)物發(fā)酵的沼氣產(chǎn)率至263 mL/g (提高7.5倍)，沼氣中甲烷體積分?jǐn)?shù)也相應(yīng)提高至64.5%。該發(fā)酵方法不僅達(dá)到了以廢治廢的目的，而且實(shí)現(xiàn)了資源利用最大化。

關(guān)鍵詞：番茄莖葉；厭氧發(fā)酵;剩余污泥;顆粒污泥

近年來，隨著城鎮(zhèn)居民生活水平的提高，蔬菜及水果生產(chǎn)、加工和銷售過程中產(chǎn)生的皮、根、莖、葉和果實(shí)等果蔬廢棄物成為數(shù)量巨大的固體廢物。果蔬廢棄物的大量產(chǎn)生和富集已經(jīng)構(gòu)成了對(duì)農(nóng)田、水體、果蔬配送市場和其他人居環(huán)境的嚴(yán)重威脅，成為一種不可忽視的污染源。據(jù)農(nóng)業(yè)部統(tǒng)計(jì)，2014年我國水果與蔬菜總產(chǎn)量分別達(dá)到2.6億噸和7億噸，按照25%～30%的廢棄比例計(jì)算，每年產(chǎn)生的水果和蔬菜加工廢棄物分別為0.65～0.78億噸和1.8～2.1億噸。果蔬廢棄物具有含水率高(質(zhì)量分?jǐn)?shù)大于80%)、有機(jī)物和營養(yǎng)成分豐富(質(zhì)量分?jǐn)?shù)75%的糖類和半纖維素，9%的纖維素及5%的木質(zhì)素)及無毒害性等特點(diǎn)[1]，其中，番茄是一種重要的茄果類蔬菜，每年種植園區(qū)均產(chǎn)生大量的番茄莖葉廢物，這些番茄莖葉連同其他果蔬垃圾當(dāng)前主要是以填埋的方式處理，基本上沒有進(jìn)一步開發(fā)利用，極大地浪費(fèi)了資源。厭氧發(fā)酵處理產(chǎn)沼氣是果蔬垃圾資源化的一個(gè)重要手段[2]，但目前國內(nèi)外鮮見關(guān)于厭氧發(fā)酵處理番茄莖葉廢物的報(bào)道。果蔬垃圾與其他高氮性廢棄物(牛糞、豬糞等)共同發(fā)酵是當(dāng)前穩(wěn)定和提高單相發(fā)酵效率的常規(guī)方式[3-4]。城鎮(zhèn)污水處理過程中會(huì)產(chǎn)生大量的剩余污泥，若不及時(shí)處置將會(huì)給環(huán)境帶來嚴(yán)重的二次污染。番茄莖葉固有的物料特性使其發(fā)酵效率緩慢，本研究首先利用剩余污泥與番茄莖葉共發(fā)酵可調(diào)整發(fā)酵底物的營養(yǎng)結(jié)構(gòu)，發(fā)現(xiàn)在一定程度上能促進(jìn)反應(yīng)進(jìn)程，提高沼氣產(chǎn)量，實(shí)現(xiàn)以廢治廢的目的，但效果不夠顯著。進(jìn)一步的研究選擇產(chǎn)甲烷微生物活性良好的顆粒污泥作為發(fā)酵的接種微生物，彌補(bǔ)了發(fā)酵體系產(chǎn)甲烷微生物的不足，能夠加速降解有機(jī)質(zhì)，提高沼氣產(chǎn)量。

1實(shí)驗(yàn)材料和方法

1.1實(shí)驗(yàn)材料

番茄莖葉廢棄物取自山東省博興縣國豐生態(tài)高效循環(huán)基地。將采摘果實(shí)后的番茄植株全株采收，然后切割成1～2 cm的小條，在冰箱中低溫保存，備用。番茄莖葉的總固體(TS)質(zhì)量分?jǐn)?shù)為32.7%，揮發(fā)性固體(VS)質(zhì)量分?jǐn)?shù)為30.2%，碳氮比為9.3。剩余污泥取自濟(jì)南光大水務(wù)污水處理一廠的濃縮池。取回的新鮮剩余污泥首先放置在4oC下濃縮沉降24 h，排除上清液，然后根據(jù)實(shí)驗(yàn)需要進(jìn)行濃縮或稀釋。濃縮后剩余污泥pH= 6.7 ± 0.2，TS為 17 670 ± 1 320 mg/L，VS為12 880 ± 650 mg/L。

1.2方法

1.2.1實(shí)驗(yàn)裝置及運(yùn)行方法

實(shí)驗(yàn)采用升流式厭氧污泥床(UASB)馴化顆粒污泥，接種的厭氧顆粒污泥取自山東星光糖業(yè)集團(tuán)有限公司。采用人工合成配水(配水的碳源為乙酸鈉和葡萄糖(乙酸鈉COD與葡萄糖COD的比為3:2)，pH6.9～7.2)對(duì)厭氧顆粒污泥進(jìn)行馴化。馴化過程通過逐步提高4個(gè)進(jìn)水COD有機(jī)負(fù)荷(5、10、15、20 kg/(m3·d))及COD濃度(2 500、3 000、4 000、4 000 mg/L)實(shí)現(xiàn)，每個(gè)周期各馴化10 d。馴化好的顆粒污泥顏色為灰黑色，TS質(zhì)量分?jǐn)?shù)為11.6%，VS質(zhì)量分?jǐn)?shù)為10.4%，VS和TS質(zhì)量百分比為90.4%，平均粒徑為2.5 mm。馴化好的顆粒污泥按照0.1 g/mL接種至發(fā)酵反應(yīng)器中，從而調(diào)控發(fā)酵微生物菌群，使單相發(fā)酵快速正常啟動(dòng)，增強(qiáng)沼氣產(chǎn)量。馴化反應(yīng)器如圖1所示。

圖1　UASB反應(yīng)器示意圖Fig.1　Illustration of the UASB reactor

蕃茄莖葉的發(fā)酵反應(yīng)器及氣體測試采用全自動(dòng)甲烷潛力測試儀體系。實(shí)驗(yàn)設(shè)置兩大組(甲、乙)進(jìn)行，其中乙組作為甲組的平行實(shí)驗(yàn)進(jìn)行氣相和液相組成成分分析。以甲組為例，設(shè)置3個(gè)反應(yīng)瓶 (600 mL，有效容積為 400 mL，甲1、甲2、甲3)，甲1代表對(duì)照組，即發(fā)酵底物全部為番茄莖葉，接種0.1 g/mL來源于厭氧發(fā)酵罐的厭氧污泥作為啟動(dòng)微生物；甲2為利用剩余污泥調(diào)控番茄莖葉的發(fā)酵底物，二者VS質(zhì)量比為1∶2，接種微生物同上述對(duì)照組；甲3的發(fā)酵底物同甲2，接種微生物為馴化的顆粒污泥(0.1 g/mL)；實(shí)驗(yàn)的發(fā)酵底物VS均為12 g。實(shí)驗(yàn)準(zhǔn)備完成后，需用氮?dú)馀懦磻?yīng)器中的氧氣，同時(shí)迅速密封，然后啟動(dòng)甲烷潛力測試儀。

1.2.2分析指標(biāo)和分析方法

1.2.2.1樣品元素分析方法

首先將番茄莖葉樣品烘干(100 ℃)，然后磨碎成均勻的微粒(最好大于60目)，再烘干(或已測得樣品的含水率)，將待測樣品用錫囊/錫舟或銀囊包裹后進(jìn)行稱重分析。

1.2.2.2氣體含量的測定

沼氣中氫氣、二氧化碳和甲烷等組分采用安捷倫GC-6890N型氣相色譜儀測定。采用外標(biāo)法，使用標(biāo)準(zhǔn)氣體組分得到相應(yīng)氣體的保留時(shí)間和峰值，計(jì)算得到氣體的組分及含量。

1.2.2.3揮發(fā)酸(VFAs)的測定

VFAs采用Agilent 7890A型氣相色譜儀進(jìn)行測定。測定前樣品首先在8 000 r/min下離心15 min，然后進(jìn)行稀釋，使揮發(fā)酸含量不大于100 mg/L，同時(shí)添加體積分?jǐn)?shù)為3%的磷酸，然后用0.45 μm濾膜壓濾到1.5 mL的氣相色譜專用的棕色小瓶中待測定[5]。

1.2.2.4多糖的測定

多糖采用蒽酮試劑法測定[6]。糖與濃硫酸反應(yīng)生成糠醛(由戊糖和己糖生成)，糠醛與芳香胺反應(yīng)生成有色物質(zhì)，用分光光度法進(jìn)行測定。測定方法如下：取1 mL樣品于含1 mL硫酸溶液(體積分?jǐn)?shù)75%)的厚壁玻璃管中，在冰水浴中加入5 mL蒽酮試劑，轉(zhuǎn)移至沸水浴中加熱10 min，取出玻璃管并重新置于冰水浴中至室溫，用分光光度計(jì)于625 nm處測定。

1.2.2.5蛋白質(zhì)的測定

蛋白質(zhì)采用Folin-酚試劑法測定[7]。Folin-酚試劑由甲試劑和乙試劑組成。其中甲試劑為A液：堿溶液(Na2CO32 g溶于100 mL 0.1 mol/L NaOH中)；B液：硫酸銅溶液(CuSO45H2O 0.5 g溶于100 mL水中)；C液：酒石酸鉀鈉溶液(C4H12KNaO101 g溶于100 mL水中)。臨用前將B液C液等比例混合得D液，A液與D液100∶1(V/V)混合即成Folin-酚試劑甲。Folin-酚試劑購買于Sigma-Aldrich。取1 mL樣品，加入5 mL甲試劑，靜置10 min，加入0.5 mL乙試劑，靜置30 min后用分光光度計(jì)于650 nm處測定。

1.2.2.5其他測試項(xiàng)目及方法

本研究其他項(xiàng)目的測試方法參考美國公共健康協(xié)會(huì)標(biāo)準(zhǔn)監(jiān)測方法[8]及中國國家環(huán)境保護(hù)總局廢水和水質(zhì)監(jiān)測分析方法[9]。

2結(jié)果與分析

2.1沼氣產(chǎn)量變化

番茄莖葉厭氧發(fā)酵經(jīng)過水解、酸化和甲烷化3個(gè)階段，最終產(chǎn)物是甲烷。水解和產(chǎn)酸階段產(chǎn)生氫氣和二氧化碳，甲烷、氫氣和二氧化碳成為沼氣的主要成分。本研究首先考察了番茄莖葉在剩余污泥調(diào)控底物和顆粒污泥調(diào)控微生物條件下的沼氣產(chǎn)量，結(jié)果如圖2所示。

圖2　累積沼氣產(chǎn)量隨發(fā)酵時(shí)間的變化Fig.2　Variations of cumulative biogas yield with anaerobic fermentation time

由圖2可知，對(duì)照組在整個(gè)發(fā)酵周期(21 d)內(nèi)產(chǎn)氣量相當(dāng)少，僅420 mL(有機(jī)部分發(fā)酵的沼氣產(chǎn)率為35 mL/g )，可能原因是番茄莖葉這類番茄果實(shí)的殘留物含有的纖維成分較高，所以水解酸化較慢。剩余污泥的添加調(diào)整了發(fā)酵底物的有機(jī)營養(yǎng)成分，利于產(chǎn)甲烷菌的快速生長，累積沼氣產(chǎn)量為1 125 mL，顯著高于對(duì)照組，但底物降解程度不夠。當(dāng)反應(yīng)器接種的微生物調(diào)整為產(chǎn)甲烷微生物活性較好的顆粒污泥時(shí)，沼氣產(chǎn)量為對(duì)照組的7.5倍(3 158 mL)，說明高效產(chǎn)甲烷菌劑的加入豐富了微生物群的種類和含量，極大地增強(qiáng)了底物降解速率，番茄莖葉中有機(jī)部分發(fā)酵的沼氣產(chǎn)率提高至263 mL/g 。尤其在第 6～16 d時(shí)產(chǎn)氣速率急速提高，這是因?yàn)樵谇? d產(chǎn)甲烷菌在逐漸適應(yīng)新的體系環(huán)境，發(fā)酵中期(6～16 d)時(shí)，適應(yīng)性增強(qiáng)的微生物對(duì)底物的利用率也加強(qiáng)，從而導(dǎo)致產(chǎn)氣量快速提升。16 d后，發(fā)酵體系底物中有機(jī)營養(yǎng)成分逐步減少，對(duì)照組和添加剩余污泥和顆粒污泥組的發(fā)酵液COD值分別為886 mg/L、558 mg/L，因此產(chǎn)氣量也逐漸降低。

發(fā)酵產(chǎn)生的沼氣主要包含甲烷、二氧化碳和氫氣，發(fā)酵周期內(nèi)隨著水解、酸化和甲烷化速率的快慢和體系微生物群落的變化，沼氣成分均會(huì)有所變化。表1為添加剩余污泥和顆粒污泥之后番茄莖葉發(fā)酵產(chǎn)生的沼氣在發(fā)酵天數(shù)分別為6、10、15和21 d時(shí)的主要組分含量。由于對(duì)照組和添加剩余污泥的番茄莖葉發(fā)酵沼氣較少，其組分分析意義不重要。由表1可知，沼氣成分中二氧化碳體積分?jǐn)?shù)小(最高僅為10.8%)，且隨發(fā)酵反應(yīng)的進(jìn)行不斷減小直至最后檢測不到。氫氣產(chǎn)量初期較高(體積分?jǐn)?shù)17.5%)，6 d后隨時(shí)間逐漸降低至體積分?jǐn)?shù)6.5%。這是因?yàn)榉磻?yīng)體系初期以酸化為主，后期過渡到甲烷化為主，二氧化碳和氫氣作為酸化中間產(chǎn)物不斷被甲烷菌利用以合成甲烷。因此甲烷體積分?jǐn)?shù)在前15 d不斷增加(15 d 時(shí)達(dá)到最高峰65.6%)，之后維持穩(wěn)定。

表1剩余污泥和顆粒污泥調(diào)控的番茄莖葉發(fā)酵產(chǎn)沼氣組分的含量

Table 1Component content analysis of the biogas from anaerobic fermentation of tomato stems and leaves regulated by waste activated sludge and granular sludge

發(fā)酵天數(shù)/d沼氣成分體積分?jǐn)?shù)/%CO2CH4H2其他610.853.617.518.1108.263.514.214.1153.665.610.620.2210.064.56.529.0

2.2pH變化

pH是保證有機(jī)物厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷的重要條件之一，厭氧發(fā)酵的各個(gè)階段都需要適宜的pH環(huán)境來保障發(fā)酵體系中各種微生物的活性，比如產(chǎn)酸階段發(fā)酵菌的適宜pH值為4.5 ～7.8，產(chǎn)甲烷菌的最佳生長范圍為6.8～7.8[10]。因此，在發(fā)酵過程中，監(jiān)測發(fā)酵液中的pH和短鏈脂肪酸(VFAs)變化對(duì)控制發(fā)酵有重要的作用。圖3為發(fā)酵過程中pH的變化。由圖可知，對(duì)照組和添加剩余污泥的番茄莖葉發(fā)酵的pH在發(fā)酵前期為5.5～6.2，后攀升至6.8，這是不利于產(chǎn)甲烷菌發(fā)揮其正常的生理活性的，所以沼氣產(chǎn)量較少。但接種物為顆粒污泥的番茄莖葉發(fā)酵有明顯區(qū)別，整個(gè)發(fā)酵過程的pH值都維持在6.5～7.6之間，說明發(fā)酵反應(yīng)可順利進(jìn)行，底物降解比較多，因此沼氣產(chǎn)量最多。

圖3　pH隨發(fā)酵時(shí)間的變化Fig.3　Variation of pH value with anaerobic fermentation time

2.3揮發(fā)酸變化

雖然體系pH的變化能夠反映出底物在產(chǎn)酸菌等作用下的酸化程度，但VFAs是反映厭氧消化特征的一個(gè)重要指標(biāo)，VFAs主要包括乙酸、丙酸、異丁酸、正丁酸、異戊酸和正戊酸。各實(shí)驗(yàn)組發(fā)酵期間的VFAs變化如圖4所示。

圖4　各實(shí)驗(yàn)組發(fā)酵期內(nèi)VFAs隨時(shí)間的變化Fig.4　Variations of VFAs with anaerobic fermentation time

由圖4所示，對(duì)照組及剩余污泥調(diào)控實(shí)驗(yàn)組發(fā)酵的VFAs含量隨發(fā)酵時(shí)間的延長而增加，究其原因主要是這兩個(gè)發(fā)酵體系的水解酸化速度快，而產(chǎn)甲烷微生物由于世代時(shí)間長活性或濃度不夠高，欠豐富的產(chǎn)甲烷菌不能夠充分消耗VFAs產(chǎn)沼氣，造成VFAs的累積。剩余污泥調(diào)控發(fā)酵的丙酸、丁酸和戊酸(圖4b,c,d)含量高于對(duì)照組的原因是剩余污泥比番茄莖葉更易于水解酸化，因此酸化產(chǎn)物積累越來越多；而這兩個(gè)發(fā)酵體系中的乙酸濃度相差不大(圖4a)，其原因是在發(fā)酵初期這兩個(gè)體系中的乙酸型產(chǎn)甲烷菌群豐富，能夠較充分地代謝乙酸，從而使乙酸的積累相差不大。但當(dāng)發(fā)酵快結(jié)束時(shí)(18 d)，剩余污泥調(diào)控發(fā)酵的丙酸濃度明顯降低，這是因?yàn)楸岜挥行У剞D(zhuǎn)化為乙酸，這也是其乙酸最高積累濃度(2 274 mg/L)高于對(duì)照組(1 478 mg/L)的原因之一。當(dāng)接種微生物換成甲烷微生物活性較好的顆粒污泥時(shí)，乙酸含量(圖4a)隨著發(fā)酵時(shí)間的變化在一定范圍內(nèi)波動(dòng)。該體系穩(wěn)定的原因是在剩余污泥改變發(fā)酵體系有機(jī)營養(yǎng)結(jié)構(gòu)的基礎(chǔ)上，顆粒污泥的存在豐富了體系中的微生物種類，尤其是產(chǎn)甲烷微生物菌群。丙酸、丁酸和戊酸不能夠被直接利用產(chǎn)沼氣，只能通過產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌將其轉(zhuǎn)化為乙酸才能夠進(jìn)一步被產(chǎn)甲烷菌利用，所以顆粒污泥的調(diào)控使微生物種群足夠豐富，丙酸、丁酸和戊酸逐漸被轉(zhuǎn)化為乙酸再生成沼氣[11]；而對(duì)照組和剩余污泥調(diào)控的丙酸、丁酸和戊酸濃度隨發(fā)酵時(shí)間延長而增加，它們的不斷積累不利于產(chǎn)甲烷菌的生存，因此產(chǎn)甲烷進(jìn)程不能順利進(jìn)行。在發(fā)酵初期，對(duì)照組和剩余污泥調(diào)控的丁酸和戊酸含量相當(dāng)?shù)?，幾乎檢測不到，發(fā)酵后期稍微增加，這可能是發(fā)酵初期系統(tǒng)內(nèi)微生物種群不夠豐富。利用顆粒污泥調(diào)控時(shí)，丁酸和戊酸含量隨發(fā)酵時(shí)間減少，直至被徹底降解(濃度未檢測到)。

2.4蛋白質(zhì)和碳水化合物變化

番茄莖葉的氮含量較高，所以發(fā)酵過程中會(huì)溶出蛋白質(zhì)，蛋白質(zhì)也是剩余污泥的主要成分，所以由污泥調(diào)控的番茄莖葉發(fā)酵體系的中間產(chǎn)物主要包括蛋白質(zhì)和碳水化合物，其中蛋白質(zhì)和碳水化合物都屬大分子化合物，不能直接被產(chǎn)甲烷微生物所利用，首先要被分解和水解為小分子有機(jī)物，才能被微生物吸收轉(zhuǎn)化。蛋白質(zhì)和碳水化合物是水解階段的產(chǎn)物、酸化階段的底物，研究其發(fā)酵過程中的變化(圖5)非常重要。

圖5　蛋白質(zhì)和碳水化合物含量隨發(fā)酵時(shí)間的變化Fig.5　Variations of protein and carbohydrate with anaerobic fermentation time

由圖5可知，對(duì)照組和利用剩余污泥調(diào)控的發(fā)酵液中蛋白質(zhì)和碳水化合物含量均隨發(fā)酵時(shí)間的延長而增加，說明底物溶出蛋白質(zhì)和碳水化合物的速率高于它們的降解速率，體系中的VFAs不斷積累，導(dǎo)致體系酸性過高，從而致使體系中的微生物活性普遍不高。而圖5a顯示對(duì)照組的蛋白質(zhì)的濃度顯著低于剩余污泥調(diào)控的蛋白質(zhì)濃度，這是由于剩余污泥本身含蛋白質(zhì)較多，且比番茄莖葉易于發(fā)酵，同時(shí)接種的厭氧污泥微生物在發(fā)酵初期也適宜于污泥發(fā)酵環(huán)境，所以蛋白質(zhì)溶出速率快。當(dāng)接種微生物調(diào)整為顆粒污泥時(shí)，發(fā)酵液中蛋白質(zhì)含量先升高，直至第9 d達(dá)到最大值413.8 mg/L，發(fā)酵9 d后蛋白質(zhì)含量逐漸降低，說明發(fā)酵9 d后體系中的微生物降解蛋白質(zhì)速率增大，使蛋白質(zhì)水解成氨氮等中間產(chǎn)物，從而促進(jìn)發(fā)酵體系順利進(jìn)行，增加體系的產(chǎn)沼氣量。這也很好地詮釋了圖2中沼氣產(chǎn)氣速率在第9 d后提高的原因。碳水化合物通常易于被降解，尤其是在微生物種群豐富(接種顆粒污泥)的番茄莖葉發(fā)酵體系里，其濃度始終在40～110 mg/L之間波動(dòng)，之后于發(fā)酵末期降低至42 mg/L(圖5b)。

2.5減量化

此外，本研究還分析了番茄莖葉在厭氧發(fā)酵下的固體減量化情況。在發(fā)酵結(jié)束后，反應(yīng)器內(nèi)番茄莖葉固體含量明顯降低，剩余的固體部分僅2.8 g，肉眼觀察為番茄植物桿的外殼部分，這部分多為纖維成分，屬于難降解的生物組分。通過對(duì)加入的番茄莖葉的質(zhì)量和最終未被消化的穩(wěn)定產(chǎn)物質(zhì)量計(jì)算可知番茄莖葉固體去除率為質(zhì)量分?jǐn)?shù)95%左右，表明番茄莖葉固體減量化效果明顯，說明該處理方法非常適宜于番茄莖葉這類廢棄物。

3結(jié)語

剩余污泥與番茄莖葉共發(fā)酵能夠調(diào)整發(fā)酵底物的有機(jī)營養(yǎng)成分，利于產(chǎn)甲烷菌的生長，提高沼氣產(chǎn)量，但依舊呈現(xiàn)蛋白質(zhì)、碳水化合物和有機(jī)酸等中間產(chǎn)物積累的問題，而且發(fā)酵時(shí)間較長。所以接種物由普通的厭氧污泥替換為馴化的顆粒污泥(高效產(chǎn)甲烷菌)來補(bǔ)充發(fā)酵體系產(chǎn)甲烷微生物的不足，解除有機(jī)酸積累對(duì)產(chǎn)甲烷階微生物的抑制，保障番茄莖葉單相發(fā)酵產(chǎn)沼氣的順利進(jìn)行，使番茄莖葉中揮發(fā)性有機(jī)質(zhì)(VS)發(fā)酵的沼氣產(chǎn)率提高至263 mL/g。番茄莖葉發(fā)酵完成后，難降解部分主要為纖維成分含量較高的番茄植物桿外殼部分，在今后的研究中將通過物理化學(xué)和生物的預(yù)處理方法來提高其發(fā)酵特性。

參考文獻(xiàn)：

[1]BOUALLAGUI H, TOUHAMI Y, CHEIKH R B, et al. Bioreactor performance in anaerobic digestion of fruit and vegetable wastes [J]. Process Biochemistry, 2005, 40(3/4):989-995.

[2]XIE H L, CHEN X L, ZHENG F . Development strategy for the science and technology innovation of biomass energy industry [M]. Beijing :Chemical Industry Press,2014.

[3]BOUALLAGUI H, LAHDHEB H,ROMDAN E B, et al. Improvement of fruit and vegetable waste anaerobic digestion performance and stability with co-substrates addition [J]. Journal of Environmental Management, 2009, 90 (5): 1844-1849.

[4]JIANG Y, HEAVEN S, BANKS C J. Strategies for stable anaerobic digestion of vegetable waste [J]. Renewable Energy, 2012, 44(4) 206-214

[5]CHEN Y G, CHEN Y S, XU Q, et al. Comparison between acclimated and unacclimated biomass affecting anaerobic-aerobic transformations in the biological removal of phosphorus [J]. Process Biochemistry, 2005, 40 (2): 723-732.

[6]JENKINS D, RICHARD M G, DAIGGER G T. Manual on the causes and content of activated sludge bulking and foaming [M]. Boca Raton:Lewis publishers, 1993

[7]LOWRY O H, ROSEBROUGH N J, FARR A L. Protein measurement with the Folin phenol reagent [J]. Journal of Biological Chemistry, 1951, 193(1): 265-275.

[8]American Public Health Association. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater [M].US: American Water Works Association and Water Environment Federation, 1998.

[9]國家環(huán)境保護(hù)總局.水和廢水監(jiān)測分析方法 [M]. 第4版.北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.

[10]MOSER-ENGELER R, UDERT K M, WILD D, et al. Products from primary sludge fermentation and their suitability for nutrient removal [J]. Water Science and Technology, 1998, 38 (1): 265-273.

[11]張婷, 胥桂萍, 沈君, 等, 厭氧預(yù)處理技術(shù)及其在生活污水處理中的應(yīng)用研究[J]. 能源與環(huán)境, 2009( 1): 85-87.

DOI:10.3976/j.issn.1002-4026.2016.03.009

收稿日期：2016-04-15

基金項(xiàng)目：國家科技支撐計(jì)劃(2014BAD02B00)；山東省自然科學(xué)基金(ZR2014EEQ023)

作者簡介：牧輝(1985-)，女，副研究員，研究方向?yàn)橛袡C(jī)廢棄物轉(zhuǎn)化為生物沼氣。 *通訊作者。Email:zhangxd@sderi.cn

中圖分類號(hào)：Q939.97

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A

文章編號(hào)：1002-4026(2016)03-0048-07

Optimizing the biogas production from single-phase anaerobic fermentation of tomato stems and leaves using sludge

MU Hui, LI Yan, HUA Dong-liang, ZHANG Xiao-dong, XU Hai-peng, JIN Fu-qiang

(Shandong Provincial Key Laboratory of Biogas Gasification Technology, Energy Research Institute, Shandong Academy of Sciences, Jinan 250014, China)

Abstract∶Due to the slow natural anaerobic fermentation characteristics of tomato stems and leaves,waste activated sludge was closed to be added into the digestor of tomato stems and leaves (VS ratio of waste activated sludge and tomato stems and leaves of 1∶2) to improve substrate nutrient composition.Anaerobic granular sludge of 0.1 g/mL was inoculated to compenstaes the deficiency of methanogenesis microbes.Under such regulation,the removal rate of tomato stems and leaves was increased to more than 95 %,and the corresponding biogas yield of organie fermentation was improved to 263 mL/g (7.5 times improvement).Meanwhile,methane volume fraction in biogas was also increased by 64.5%.This method achieves not only the goal of waste control by waste, but also that of the maximization of resource utilization.

Key words∶tomato stems and leaves; anaerobic fermentation; waste activated sludge; anaerobic granular sludge