唐嘉陵,王曉昌,蒲云輝,胡以松*,李玉友

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餐廚垃圾酸性發(fā)酵及其產(chǎn)物為碳源的脫氮特性

唐嘉陵1,王曉昌1,蒲云輝2,胡以松1*,李玉友3

(1.西安建筑科技大學環(huán)境與市政工程學院,陜西西安710055；2.成都大學建筑與土木工程學院,四川成都610106；3.東北大學市政與環(huán)境工程學院,日本仙臺9808579)

利用餐廚垃圾為基質(zhì)進行酸性發(fā)酵并利用其發(fā)酵產(chǎn)物作為反硝化碳源,結(jié)果發(fā)現(xiàn)發(fā)酵過程具有明顯的階段性,即碳水化合物→乳酸→VFAs,這主要與發(fā)酵過程中微生物種群的變化關(guān)系較大.發(fā)酵72h后,相對豐度達99.3%,乳酸含量達到最大值(45.2g/L).利用不同階段的發(fā)酵液(未發(fā)酵、部分發(fā)酵、乳酸為主和VFAs為主)作為反硝化碳源時發(fā)現(xiàn),與乙酸鈉相似,乳酸為主的發(fā)酵液具有良好的反硝化能力(0.15g NO3--N/g COD)和較快的反硝化速率[6.1g NO3--N/(g VSS·h)],其有機物利用效率較高,厭氧污泥產(chǎn)率低,并在C/N大于5.7時能夠?qū)崿F(xiàn)完全的反硝化.將以乳酸為主的發(fā)酵液用于實際污水處理時發(fā)現(xiàn),SBR脫氮效率明顯提高.而且不會對硝化過程產(chǎn)生抑制,因此利用餐廚垃圾進行乳酸發(fā)酵,不僅能夠縮短發(fā)酵時間、降低廢物處理費用,還能獲得優(yōu)質(zhì)的反硝化碳源.

餐廚垃圾；反硝化；碳源；酸性發(fā)酵

餐廚垃圾是城市固體廢棄物的重要組成部分[1-2],有機物含量較高,容易腐敗變質(zhì).目前,餐廚垃圾處置方式主要有:填埋、喂養(yǎng)牲畜、堆肥等,然而這些處置方式可能帶來潛在的污染問題[3].隨著餐廚垃圾產(chǎn)量的不斷增加,尋求合理的餐廚垃圾處置方式十分必要.

近些年,利用餐廚垃圾作為厭氧發(fā)酵基質(zhì)制備甲烷、H2等成為了研究熱點[4-6],這不僅實現(xiàn)了垃圾減量,還能獲取一定的經(jīng)濟效益.此外,利用餐廚垃圾酸性發(fā)酵獲取中間產(chǎn)物如短鏈脂肪酸(SCFA)、乳酸等也成為了新的研究方向.Jiang等[7]利用餐廚垃圾在pH值為6時得到了最大的SCFA產(chǎn)率(0.47g/g VSremoved). Wu等[8]發(fā)現(xiàn)pH值為4時,酸性發(fā)酵以同型乳酸發(fā)酵為主,提高pH值至5時則轉(zhuǎn)化為異型乳酸發(fā)酵,并指出產(chǎn)物的變化與發(fā)酵體系中微生物種群的演替有關(guān)[8].隨著發(fā)酵的進行,微生物種群發(fā)生變化,發(fā)酵產(chǎn)物也明顯不同[9].研究表明,間歇控制pH值使反應體系呈現(xiàn)波動的pH值范圍,有利于乳酸菌積累,提高產(chǎn)量,節(jié)省費用[10].盡管對于恒定pH值條件下的發(fā)酵規(guī)律已有大量研究,而對間歇控制pH值條件下餐廚垃圾發(fā)酵特性及發(fā)酵過程中微生物種群演替規(guī)律的報道卻比較少見.

此外,城市生活污水中有機物含量較低導致脫氮除磷不完全的現(xiàn)象十分普遍.為了提高脫氮除磷效果,化學碳源如甲醇、葡萄糖等常被作為外增碳源[11-12].然而,這些碳源價格昂貴,投加量控制不當容易導致NO2--N積累,影響出水水質(zhì),難以在實際污水處理中大量應用[13-14].利用餐廚垃圾發(fā)酵制備揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)用于強化反硝化過程已得到了廣泛研究[15].然而,也有研究表明部分發(fā)酵的產(chǎn)物中有機物種類較多,能夠促進微生物的協(xié)同作用,進而表現(xiàn)出較好的反硝化特性[16-17].為了優(yōu)化發(fā)酵條件,獲取更優(yōu)質(zhì)的反硝化碳源,考察不同階段發(fā)酵產(chǎn)物的反硝化特性十分必要.

本文主要利用餐廚垃圾作為基質(zhì)進行酸性發(fā)酵,考察其發(fā)酵過程中的產(chǎn)物變化及微生物種群演替規(guī)律,并探究不同階段發(fā)酵產(chǎn)物的反硝化特性,以及發(fā)酵產(chǎn)物用于實際污水處理過程的可行性,為污水處理與固體廢物處置的有機結(jié)合提供參考.

1 材料與方法

1.1 餐廚垃圾酸性發(fā)酵

餐廚垃圾取自西安某校園食堂餐廳.收集的餐廚垃圾經(jīng)過人工預處理 (去除骨頭、廢紙、肉類等) 后,加入熱水并攪拌去除油脂,重復3次,油脂可基本去除.將處理后的餐廚垃圾投入磨碎機內(nèi),打磨10min后經(jīng)過篩網(wǎng)(篩孔為1mm)過濾,濾液加入自來水調(diào)節(jié)總固體濃度(TS)至9.0%左右,放入冰箱(4℃)保存,性質(zhì)如表1所示.將5L濾液(TS=9.0%)加入?yún)捬醢l(fā)酵罐中,發(fā)酵罐采用攪拌器連續(xù)攪拌(100r/min),采用水浴循環(huán)保持反應器內(nèi)溫度在37℃左右,每隔12h利用5mol/L的NaOH調(diào)節(jié)pH值至6.每12h從發(fā)酵罐內(nèi)取樣進行分析,144h后,體系中組分基本保持穩(wěn)定,發(fā)酵停止.

表1 濾液(TS=9.0%)的物理及化學特性

1.2 高通量測序

為了進一步解釋酸性發(fā)酵條件下各組分的變化規(guī)律,利用高通量測序,考察了發(fā)酵過程中微生物的演替規(guī)律.取發(fā)酵0,72,108h的發(fā)酵液,提取其中的微生物DNA,利用引物(27F: 5’-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3’和533R: 5’-TTACCGCGGCTGCTGGCAC-3’)進行擴增后[18],利用Roche 454GS FLX+ Titanium 平臺進行測序,剔除堿基少于200bp的序列后,與GenBank對比,識別出發(fā)酵液中的微生物種群.

1.3 反硝化實驗

為了探究不同發(fā)酵階段餐廚垃圾發(fā)酵液的特性,選擇0h(未發(fā)酵)、36h(部分發(fā)酵)、72h(乳酸為主)及108h(VFAs為主)的發(fā)酵液進行反硝化實驗.步驟如下:取西安某污水處理廠(A-A-O-MBR)的厭氧池污泥于4個4.5L批式反應器中,分別利用上述4種發(fā)酵液作為碳源(COD=300mg/L, NO3--N=50mg/L)進行馴化,每天換水2次,1個月后出水水質(zhì)基本穩(wěn)定.反硝化實驗開始前,取馴化后的污泥,利用超純水將污泥淘洗3次,去除其中的有機物、NO3--N及NO2--N,用超純水定容至1.5L,通入N2去除溶液中的溶解氧(DO),加入NaNO3和碳源(空白、0h發(fā)酵液、36h發(fā)酵液、72h發(fā)酵液、108h發(fā)酵液和乙酸鈉),使得NO3--N和COD的最終濃度分別為(35± 5)mg/L和(250±20)mg/L,污泥濃度為2000mg/L左右.反應體系pH值保持在7.0~8.2之間.實驗過程中,采用攪拌器連續(xù)攪拌混合,定時取樣分析NO3--N、NO2--N和COD.比反硝化速率為:

式中:DN為比反硝化速率,mg NO--N/(g MLVSS·h);MLVSS為污泥濃度,g/L;為反硝化時間,h;NO-N為NO3--N+0.6NO2--N,mg/L.

反硝化過程中NO-N的變化速率與碳源的可利用性有較大的關(guān)系,因此根據(jù)NO-N的變化可將碳源分為3類,即易快速降解有機物()、慢速降解有機物()和微生物內(nèi)源碳源[19].這3類有機物作為碳源時,表現(xiàn)出的反硝化特性差異較大,因此可利用反硝化的速率可間接獲得復合型碳源中這3類有機物的組成情況.

為了考察不同C/N條件下,餐廚垃圾發(fā)酵液的反硝化特性,進而獲得最佳的反硝化C/N比值.取72h餐廚垃圾發(fā)酵液馴化后的污泥利用純水洗泥3次后,等分為6份于密閉瓶中,用純水定容至1.5L,利用N2吹脫混合液中的DO,向反應器中加入NaNO3使得NO3--N濃度為35~40mg/L,而后加入一定量的餐廚垃圾發(fā)酵液,使得密閉瓶中C/N為3.4、4.0、4.8、5.2、5.7和7.0.反應體系中pH值保持在7.0~8.2.實驗過程中,采用攪拌器連續(xù)攪拌混合,定時取樣分析NO3--N、NO2--N和COD.

1.4 SBR反應器

通過反硝化實驗發(fā)現(xiàn),以乳酸為主的發(fā)酵液具有良好的反硝化特性,為了進一步考察,其作為污水處理過程中外增碳源的特性,利用72h餐廚垃圾發(fā)酵液作為多段進水SBR的外增碳源.

SBR反應器的運行程序如圖1所示,3階段進水分別為進水總體積的50%、30%和20%,周期運行時間為6h.反應器利用西安某污水處理廠好氧池污泥進行接種,進水為投加餐廚垃圾發(fā)酵液的校園生活污水,其中COD為250~300mg/L, NH4+-N為35~50mg/L,PO43--P為4~5mg/L.水力停留時間為9h,污泥濃度保持在3000~4000mg/L.每天取反應器進水和出水,分析NH4+-N、NO3-- N、NO2--N和COD,分析方法參照APHA[20].

1.5 分析方法

發(fā)酵液中TS、VS、TCOD、總碳水化合物等的分析方法參照APHA[20],混合液于5000r/min條件下離心5min后,通過0.45μm濾膜過濾,利用濾液分析測定溶解性COD、碳水化合物、蛋白質(zhì)、乳酸及VFAs.碳水化合物測定方法為蒽酮試劑法,蛋白質(zhì)采用Lowry法測定[21],乳酸利用HPLC進行分析,VFAs則利用GC測定[17].

1.6 計算方法

根據(jù)反硝化實驗中,NO-N與有機物的變化規(guī)律,可以理論計算出以下參數(shù):

反硝化潛能(DN, mg NO3--N/mg COD):

發(fā)酵液中快速降解有機物含量(S, mg/L):

(3)

有機物用于反硝化過程的效率(, %):

厭氧污泥產(chǎn)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表示反應結(jié)束時NO3--N、NO-N和COD的含量(mg/L).

2 結(jié)果與討論

2.1 餐廚垃圾酸性發(fā)酵規(guī)律

2.1.1 產(chǎn)物變化規(guī)律及成分分析 由圖2可以看出,發(fā)酵開始時,基質(zhì)中主要以多糖為主,其含量為53.3g/L,占總COD的89%左右.隨著發(fā)酵的進行,多糖含量不斷降低,乳酸含量逐漸增加.到第72h,乳酸含量達到最大值(45.2g/L),表明酸性條件下,發(fā)酵產(chǎn)物以乳酸為主.這主要是因為發(fā)酵體系中由于酸性物質(zhì)大量產(chǎn)生, pH值在3~5h內(nèi)降至4,大部分微生物難以生存,而乳酸菌能在酸性環(huán)境中保持較高的活性,因此乳酸為主要產(chǎn)物.隨著反應的進行,多糖的含量降至最低,并保持穩(wěn)定.此時反應器內(nèi)pH值保持在5~6,微生物種群發(fā)生變化,乳酸被不斷消耗,含量開始下降,相應VFAs濃度逐漸上升.到108h后,各種組分含量保持恒定,這與之前的研究結(jié)論一致[10].在第108h時,VFAs的含量達到最大值,其中乙酸含量為25.3g/L,丙酸為14.2g/L,丁酸含量為8.3g/L.由此說明發(fā)酵產(chǎn)物隨著發(fā)酵時間的進行不斷變化,這可能和體系中微生物的演替有關(guān).

根據(jù)產(chǎn)物的組成,可將發(fā)酵過程分為4個階段,即未發(fā)酵階段、部分發(fā)酵階段、以乳酸為主和以VFAs為主.表2可以看出,4個階段發(fā)酵產(chǎn)物的成分存在較大差異,發(fā)酵前(0h),餐廚垃圾以多糖為主,占SCOD的89.1%以上,其他組分含量較低.乳酸含量為SCOD的4.8%左右,這主要是由于餐廚垃圾中含有乳酸菌,能將餐廚垃圾中少量有機物轉(zhuǎn)化為乳酸.發(fā)酵36h后,乳酸含量增加,占SCOD的44.6%左右,而其他組分含量相對穩(wěn)定.到72h后,碳水化合物幾乎全部被降解,僅占SCOD的7.8%,而乳酸成為主要成分,為82.0%,同時發(fā)酵液中乙酸的含量也有所升高(5.4%).發(fā)酵108h后,乳酸被大量降解,而VFAs的含量逐漸升高.在VFAs中,乙酸含量最高,為48.3%,丙酸和丁酸含量分別為27.1%和15.9%.由此說明在間歇調(diào)節(jié)pH進行酸性發(fā)酵時,基質(zhì)轉(zhuǎn)化過程存在明顯的階段性,不同階段的發(fā)酵液組分具有明顯的區(qū)別.

表2 不同發(fā)酵階段發(fā)酵液的組分(%COD)

2.1.2 發(fā)酵過程中微生物種群的變化 如表3所示為發(fā)酵過程中不同階段微生物的變化情況,可以看出隨著發(fā)酵的進行,微生物種群發(fā)生了較大的改變.0h時,發(fā)酵液中微生物種群較為豐富,其中產(chǎn)乳酸菌含量較高,豐度分別為43.63%、19.18和7.22%.此外還有部分產(chǎn)丙酸菌和產(chǎn)乙酸菌,分別為8.13%和3.32%.其他種類豐度較低,如占2.58%.餐廚垃圾中為乳酸的主要生產(chǎn)者,能夠在較低的pH值(pH 4~5)條件下保持較高的生物活性[8].因此到72h時,反應器內(nèi)豐度增加至99.3%,這也是發(fā)酵的前72h之內(nèi)乳酸含量不斷增加的原因.可以看出,72h時,其他種類微生物含量較低,可能是在較低的pH條件下,這些微生物難以生存而逐漸被淘汰所致.然而,至108h時,的豐度降為9.64%,而其他微生物逐漸增加,這證明了72h后乳酸含量逐漸減少,VFAs含量逐漸增加的原因.此外,的豐度在72h為0,但在108h時又增加至 8.54%,表明發(fā)酵過程中微生物的演替具有可逆性.此外,發(fā)酵液中出現(xiàn)了一些其他種類微生物如等.由此說明,發(fā)酵產(chǎn)物的變化規(guī)律與反應器中微生物種群的演替規(guī)律關(guān)系密切.

表3 不同發(fā)酵階段微生物的相對豐度(%)

2.2 發(fā)酵液的脫氮特性

2.2.1 不同發(fā)酵階段碳源的反硝化特性 為了探究發(fā)酵過程中,4個階段(0h、36h、72h及108h)的發(fā)酵產(chǎn)物所具備的反硝化特性,利用發(fā)酵液作為碳源進行了反硝化實驗,結(jié)果如圖3所示.混合液中NO3--N含量隨著時間逐漸降低,其中0h的發(fā)酵液作為碳源時,NO3--N的濃度下降較慢,這主要是因為未經(jīng)發(fā)酵的餐廚垃圾中以分子量較大的碳水化合物為主,不易于被反硝化菌群利用,因此其反硝化速率較慢[19].而以發(fā)酵36h后的發(fā)酵液作為碳源時,NO3--N的下降速度明顯加快,90min內(nèi)降至13.6mg/L,到240min后基本穩(wěn)定在5mg/L左右.同時,NO3--N的利用速率可大致分為2個階段,第1階段中NO3--N的下降速率較快,而第2階段NO3--N的降低速率相對較慢,這主要是由反硝化菌對發(fā)酵液中的有機物利用速率不同所致.研究表明,易降解的小分子物質(zhì)(例如乳酸、VFAs等)能夠快速被反硝化菌利用從而使得反硝化過程較快,而大分子物質(zhì)(例如蛋白質(zhì)、多糖)需要在水解后才能被微生物利用,從而反硝化速率較低[19].這與36h的發(fā)酵液中,乳酸和多糖所占比例較大一致.發(fā)酵72和108h后,發(fā)酵液中主要以小分子有機物(VFAs和乳酸)為主,反硝化菌群能夠利用這些小分子有機物快速實現(xiàn)反硝化,因此其NO3--N的下降速率明顯高于前2種碳源.乙酸鈉是易生物降解的小分子有機物,被認為是理想的反硝化碳源.

以乳酸(72h)和VFAs(108h)為主的發(fā)酵液作為碳源時,NO3--N的變化情況與乙酸鈉十分相似,由此可以說明以乳酸為主的餐廚垃圾發(fā)酵液可以被認為是易降解的碳源.另外,可以看出NO3--N的最終濃度也有明顯的差異,由此說明這幾種碳源的反硝化能力也有明顯區(qū)別.

以0h和36h發(fā)酵液作為碳源時,NO2--N積累量較低.而以72h發(fā)酵液為碳源時,NO2--N逐漸積累,至120min達到最大值(3.85mg/L);以第108h發(fā)酵液為碳源時,NO2--N在75min達到7.1mg/L左右,而后緩慢下降,至第240min降至0.21mg/L.由此可見,以乳酸為主的發(fā)酵液不會導致嚴重的NO2--N積累,而以VFAs為主的發(fā)酵液更容易導致NO2--N積累.同時可以看出,以乙酸鈉為碳源時,NO2--N的積累十分嚴重.105min內(nèi)達到最大值(10.7mg/L),而后又迅速下降.由此可以說明,與未發(fā)酵和部分發(fā)酵的餐廚垃圾發(fā)酵液相比,以乳酸和VFAs為主的發(fā)酵液具有較快的反硝化速率.但以乳酸為主的發(fā)酵液作為碳源時,不但可以縮短發(fā)酵時間,降低碳源制備成本,而且在用作碳源時不會導致嚴重的NO2--N積累.

根據(jù)反硝化實驗中NO-N的變化,通過模擬計算出了這4種碳源的反硝化特征參數(shù),如表4所示.

表4 不同階段發(fā)酵液的反硝化特征參數(shù)

從表4可以看出,0h和36h的發(fā)酵液出水中NO3--N含量較高,而72h和108h發(fā)酵液的出水NO3--N較低,說明其反硝化過程比較完全.0h發(fā)酵液的DN較低,僅為0.11mg NO3--N/mg COD,這主要是因為0h發(fā)酵液中含有的大量碳水化合物需要經(jīng)過水解后才能被反硝化菌群利用,而在水解過程中導致部分能量被消耗所致.而72h的發(fā)酵液與乙酸鈉的DN相等,為0.15mg NO3--N/g COD,由此說明以乳酸為主的發(fā)酵液具有較好的反硝化性能.此外,由反硝化速率可以看出,內(nèi)源反硝化速率(Edo)都較小,0h發(fā)酵液作為碳源時僅表現(xiàn)為慢速降解過程(V),表明未發(fā)酵的餐廚垃圾僅含有慢速降解化合物.而36h和72h的發(fā)酵液的V一致[6.1mg NO3--N/(g VSS·h)],這主要是因為在快速反硝化階段,乳酸作為主要的反硝化碳源.而36h發(fā)酵液中含有大量的碳水化合物和蛋白質(zhì),因此又表現(xiàn)出慢速降解過程(V).而發(fā)酵108h后,發(fā)酵液的V最高,為6.8mg NO3--N/ (g VSS·h),這主要是因為發(fā)酵液中VFAs含量較高,能夠快速被反硝化菌群利用.然而,由于NO2--N大量積累,導致整體反硝化速率降低,表現(xiàn)出慢速過程.72h發(fā)酵液中的快速降解有機物()最高,為219.1mg/L,占進水SCOD的95.3%.而108h發(fā)酵液中含量卻較低為66.2%,遠低于VFAs占SCOD的比值(91.3%),這可能與污泥中微生物代謝有機物的途徑有關(guān).

由反硝化實驗可以進一步分析得出不同發(fā)酵階段產(chǎn)物中有機物用于反硝化的效率()以及厭氧污泥產(chǎn)率(HD),如圖4所示.可以看出,有機物的利用效率均在30%以上,而0h發(fā)酵液的利用效率為32.4%,72h的發(fā)酵液有機物利用效率最大為42.5%,這主要是因為乳酸為主的發(fā)酵液能夠快速被反硝化菌群用于反硝化過程,而較少地被用于其他代謝活動.乙酸鈉的COD利用效率(43.2%)與72h發(fā)酵液相當.此外,污泥產(chǎn)率也是表征碳源特性的重要參數(shù),厭氧污泥產(chǎn)率越高,表明碳源用于合成微生物細胞和其他代謝活動所消耗的有機物越多,相應用于反硝化的有機物量越少.圖4(b)可以看出,0h發(fā)酵液的厭氧污泥產(chǎn)率最大,達到0.68g COD/g COD;72h發(fā)酵液和乙酸鈉的污泥產(chǎn)率最低,為0.57g COD/g COD;而發(fā)酵108h的發(fā)酵液為0.62g COD/g COD,由此說明發(fā)酵72h的以乳酸為主的發(fā)酵液具有較好的反硝化能力.

2.2.2 以乳酸為主的發(fā)酵液在不同C/N條件下的反硝化特性 利用以乳酸為主的發(fā)酵液作為碳源,考察其在不同C/N條件的反硝化特性,結(jié)果如圖5所示.可以看出,隨著C/N逐漸增加, NO3--N的最終濃度減小,當C/N為3.4時,含量為18.5mg/L;而當C/N提高至5.7時,其最終濃度為0.06mg/L,反硝化進行得比較徹底.此外,在所有的C/N條件下,90min內(nèi)NO3--N的下降速率比較接近,這主要是因為發(fā)酵液中乳酸為主要成分,反硝化菌群利用乳酸作為碳源進行反硝化.而在C/N低于5.7時,90min后,NO3--N下降速率減慢,這主要是因為乳酸被完全利用后,反硝化菌群只能利用發(fā)酵液中的其他有機物(蛋白質(zhì)、多糖等)作為碳源,而這些有機物需要經(jīng)水解才能被利用,因此反硝化速率降低.而C/N高于5.7時,乳酸含量較高,能夠滿足反硝化需求的碳源,因此速率較快.由此說明,以乳酸為主的發(fā)酵液能夠作為有效的反硝化碳源,并且當C/N高于5.7時,反硝化過程十分徹底.

2.2.3 發(fā)酵液作為外增碳源的脫氮效果 為進一步考察發(fā)酵液作為碳源強化實際污水處理過程的脫氮效果,利用餐廚垃圾發(fā)酵液作為SBR的碳源,結(jié)果如圖6所示.可以看出,發(fā)酵液投加前,出水NO3--N較高,基本保持在20mg/L以上,TN去除效率僅為40%左右,這主要是由進水中有機物含量較低,導致碳源不足,反硝化過程不完全所致.投加發(fā)酵液后,出水中NO3--N明顯下降,并保持在7mg/L左右,TN去除效率提高至80%以上.由此說明發(fā)酵液的投加強化了SBR反硝化過程,進而提高脫氮效率.同時可以看出,發(fā)酵液投加前后,出水中NH4+-N始終保持在0.5mg/L以下,去除效率達到99%以上,硝化過程十分徹底,表明發(fā)酵液的投加并不會抑制或影響硝化菌群的活性.以乳酸為主的發(fā)酵液能夠作為外增碳源用于實際污水處理中.

3 結(jié)論

3.1 餐廚垃圾中有機物組分隨著發(fā)酵的進行呈現(xiàn)出明顯的階段性.首先由碳水化合物轉(zhuǎn)化為乳酸,此后乳酸被逐漸消耗轉(zhuǎn)化為VFAs.

3.2 發(fā)酵72h后,發(fā)酵液中乳酸含量達到最大(45.2g/L),與此同時,的相對峰度達到99.3%.

3.3 通過反硝化實驗發(fā)現(xiàn),與乙酸鈉相似,以乳酸為主的發(fā)酵液具有較快的反硝化速率(6.1mg NO3--N/g VSS·h)和較高的反硝化潛能(0.15g NO3--N/g COD),并且在C/N高于5.7時能夠?qū)崿F(xiàn)徹底的反硝化.

3.4 利用以乳酸為主的發(fā)酵液作為SBR外增碳源處理低C/N污水時發(fā)現(xiàn),發(fā)酵液能夠明顯提高反應器脫氮效率,并且不會對硝化過程產(chǎn)生抑制作用.

[1] Zhang D Q, Tan S K, Gersberg R M. Municipal solid waste management in China: status, problems and challenges [J]. Journal of Environmental Management, 2010,91(8):1623–1633.

[2] 李夢露,蔣建國,張昊巍.餐廚垃圾水解酸化液作碳源的脫氮效果研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2014,34(4):917-923.

[3] Cuéllar A D, Webber M E. Wasted food, wasted energy: the embedded energy in food waste in the United States [J]. Environmental Science & Technology, 2010,44(16):6464-6469.

[4] 宋 娜,汪群慧,王利紅,等.乙醇預發(fā)酵對餐廚垃圾與酒糟水解酸化和甲烷發(fā)酵的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2015,35(7):2095- 2102.

[5] Chu C F, Xu K Q, Li Y Y, et al. Hydrogen and methane potential based on the nature of food waste materials in a two-stage thermophilic fermentation process [J]. International Journal of Hydrogen Energy, 2012,37:10611-10618

[6] Lee D Y, Xu K Q, Kobayashi T, et al. Effect of organic loading rate on continuous hydrogen production from food waste in submerged anaerobic membrane bioreactor. International Journal of Hydrogen Energy, 2014,39:16863-16871

[7] Jiang J G, Zhang Y J, Li K M, et al. Volatile fatty acids production from food waste: Effects of pH, temperature, and organic loading rate [J]. Bioresource Technology, 2013,143:525-530.

[8] Wu Y Y, Ma H L, Zheng M Y, et al. Lactic acid production from acidogenic fermentation of fruit and vegetable wastes [J]. Bioresource Technology, 2015,191:53–58.

[9] Dreschke G, Probst M, Walter A, et al. Lactic acid and methane: Improved exploitation of biowaste potential [J]. Bioresource Technology, 2015,176:47–55.

[10] Tang J L, Wang X C, Hu Y S, et al. Lactic acid fermentation from food waste with indigenous microbiota: effects of pH, temperature and high OLR [J]. Waste Management, 2016,52:278– 285.

[11] Park S, Seon J, Byun I, et al. Comparison of nitrogen removal and microbial distribution in wastewater treatment process under different electron donor conditions [J]. Bioresource Technology, 2010,101(9):2988–2995.

[12] Ahmed Z, Lim B R, Cho J, et al. Biological nitrogen and phosphorus removal and changes in microbial community structure in a membrane bioreactor: Effect of different carbon sources [J]. Water Research, 2008,42(1/2):198–210.

[13] Elefsiniotis P, Wareham D G. Utilization patterns of volatile fatty acids in the denitrification reaction [J]. Enzyme and Microbial Technology, 2007,41(1/2):92–97.

[14] Hiraishi A, Khan S T. Application of polyhydroxyalkanoates for denitrification in water and wastewater treatment [J]. Applied Microbiology & Biotechnology, 2003,61(2):103–109.

[15] Chen Y G, Li X, Zheng X, et al. Enhancement of propionic acid fraction in volatile fatty acids produced from sludge fermentation by the use of food waste and Propionibacterium acidipropionici [J]. Water Research, 2013,47:615-622.

[16] 唐嘉陵,王曉昌,夏四清.餐廚垃圾發(fā)酵液作為中試A/O-MBR外增碳源的脫氮特性 [J]. 中國環(huán)境科學, 2015,35(10):3018- 3025.

[17] Zhang Y M, Wang X C, Cheng Z, et al. Effect of fermentation liquid from food waste as a carbon source for enhancing denitrification in wastewater treatment [J]. Chemosphere, 2016, 144:689-696.

[18] Li X, Chen Y, Zhao S, et al. Efficient production of optically pure L-lactic acid from food waste at ambient temperature by regulating key enzyme activity [J]. Water Research, 2015,70: 148–157.

[19] Sage M, Daufin G, Gésan-Guiziou G. Denitrification potential and rates of complex carbon source from dairy effluents in activated sludge system [J]. Water Research, 2006,40(14):2747– 2755.

[20] APHA, 2003. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 21st Edition [S]. American Public Health Association, American Water Works Association, Water Pollution and Control Federation, Washington, DC.

[21] Lowry O H, Rosebrough N J, Farr A L, et al. Protein measurement with the Folin phenol reagent. Journal of Biological Chemistry, 1951,193(1):265–275.

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

國家自然科學基金資助項目(51508450); 陜西省污水處理與資源化重點科技創(chuàng)新團隊(2013KCT-13);博士后基金(2015M582760XB)

唐嘉陵(1988-),男,四川南充人,西安建筑科技大學博士研究生,主要從事廢水深度處理及其資源化研究.發(fā)表論文10余篇.

* 責任作者, 講師, yshu86@163.com

, 2017,37(4)：1426~1433