張靖雪,李盼盼,于 洋,曾 蘇,余 冉*,楊廣平

基于固液分離預(yù)處理的餐廚垃圾厭氧發(fā)酵

張靖雪1,2,李盼盼1,于 洋1,曾 蘇1,余 冉1*,楊廣平3

(1.東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院,江蘇 南京 210096；2.南京環(huán)境集團(tuán)有限公司,江蘇 南京 210046；3.南京清元景和環(huán)境科技有限公司,江蘇 南京 210019)

研究不同預(yù)處理方法所獲餐廚垃圾漿料的半連續(xù)式厭氧發(fā)酵效果,評(píng)價(jià)該類餐廚垃圾的產(chǎn)甲烷資源化潛能.結(jié)果表明,固液油三相分離預(yù)處理后的液相餐廚垃圾作為進(jìn)料較固液混合相餐廚垃圾在厭氧發(fā)酵時(shí)具有更高的VS去除率,實(shí)際產(chǎn)甲烷潛能和甲烷轉(zhuǎn)化率,分別為91.2%, 531.5mLCH4/gVS和54.3%,表明液相餐廚垃圾半連續(xù)中溫濕式厭氧發(fā)酵具有良好的減量化和資源化效能.微生物群落分析表明,不同預(yù)處理方式影響了餐廚垃圾厭氧發(fā)酵系統(tǒng)的微生物群落演替,氨氮濃度是導(dǎo)致古菌群落轉(zhuǎn)移和豐度變化的關(guān)鍵因素.液相餐廚垃圾厭氧發(fā)酵時(shí)是以氫營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌為主,而在固液混合相餐廚垃圾厭氧發(fā)酵時(shí)則以耐高濃度氨氮的多功能產(chǎn)甲烷菌為主.

餐廚垃圾；厭氧發(fā)酵；預(yù)處理；微生物群落

餐廚垃圾包括餐廳垃圾,菜市場(chǎng)垃圾和家庭廚房垃圾等,是城市生活垃圾的重要組成部分[1].由于餐廚垃圾具有高產(chǎn)量(占城市生活垃圾的37%～ 62%[2]),高含水率,高含油率,高鹽和高有機(jī)質(zhì)占比(約占干重的95%～98%)的特點(diǎn),易腐爛發(fā)臭,滋生蚊蠅,傳播疾病,如不及時(shí)處理,將對(duì)周圍環(huán)境造成嚴(yán)重影響.在中國(guó),厭氧發(fā)酵和好氧堆肥技術(shù)被廣泛應(yīng)用于餐廚垃圾的資源化處理[3].與堆肥相比,厭氧發(fā)酵具有碳排放量低,二次污染少,運(yùn)營(yíng)成本低,適合集中大規(guī)模處理等優(yōu)點(diǎn)[4],且因其可產(chǎn)生清潔能源沼氣逐漸成為我國(guó)固廢資源化利用方式之一.

為了提高餐廚垃圾厭氧發(fā)酵的產(chǎn)沼氣性能,采用預(yù)處理可以提高底物的生物可降解性.預(yù)處理方法主要包括物理處理,化學(xué)處理,生物處理及多種處理方法的結(jié)合.目前國(guó)內(nèi)在實(shí)際工程運(yùn)用上對(duì)餐廚垃圾厭氧發(fā)酵的主要的預(yù)處理方式為機(jī)械破碎,加熱制漿和固液油三相分離組合方法以獲得固相,液相餐廚垃圾和油脂[5].其中油脂可回收制作生物柴油,而固相和液相垃圾則有兩種不同的處理方法,一種是將固相和液相垃圾混合均質(zhì)化后作為底物加入?yún)捬醢l(fā)酵系統(tǒng),另一種是僅把液相垃圾加入?yún)捬醢l(fā)酵系統(tǒng),固相垃圾則干化后外運(yùn)焚燒發(fā)電.已有研究[6]通過餐廚垃圾分選系統(tǒng)獲得了5種不同類型的餐廚垃圾并進(jìn)行了厭氧發(fā)酵,結(jié)果表明餐廚垃圾漿液具有更高的甲烷產(chǎn)率.已知單位體積的液相餐廚垃圾底物相比固液混合相具有更多的可溶性有機(jī)物,而單位體積的固液混合相垃圾比液相垃圾具有更多的有機(jī)質(zhì).但二者對(duì)厭氧發(fā)酵的運(yùn)行及有機(jī)質(zhì)去除率,產(chǎn)甲烷潛能的影響尚缺乏相關(guān)研究.

本文以南京市某餐廚垃圾處置中心預(yù)處理環(huán)節(jié)所獲餐廚垃圾底物為研究對(duì)象,參考其厭氧發(fā)酵運(yùn)行參數(shù),進(jìn)行半連續(xù)中溫濕式厭氧發(fā)酵試驗(yàn),探究不同預(yù)處理方式對(duì)餐廚垃圾厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷的影響,并通過分析微生物群落變化解析了影響厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷的主要因素,研究結(jié)果旨在為國(guó)內(nèi)餐廚垃圾厭氧發(fā)酵的實(shí)際工程應(yīng)用提供借鑒.

1 材料與方法

1.1 預(yù)處理樣品采集

厭氧發(fā)酵試驗(yàn)餐廚垃圾取自南京市某餐廚垃圾處置中心固液油三相分離預(yù)處理后的液相垃圾和固液混合相垃圾,采集密封后在4℃下冷藏保存作為后續(xù)厭氧發(fā)酵底物.厭氧污泥取自該處置中心厭氧發(fā)酵罐.

1.2 揮發(fā)性固體含量去除率

揮發(fā)性固體含量(VS)去除率可以表征厭氧發(fā)酵的有機(jī)質(zhì)去除效果,其計(jì)算方法可按照式(1)計(jì)算:

式中:r表示VS去除率,%;表示VS,%;表示總固體含量(TS),%;下標(biāo)e表示出料,f表示進(jìn)料[7].

1.3 實(shí)際產(chǎn)甲烷潛能

實(shí)際產(chǎn)甲烷潛能(EMP)計(jì)算公式見式(2):

式中:表示EMP,mLCH4/gVS;CH4為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下產(chǎn)生CH4的體積,mL;d為反應(yīng)器內(nèi)實(shí)際消耗的VS量,g[7].

1.4 餐廚垃圾半連續(xù)式中溫濕式厭氧發(fā)酵

啟動(dòng)馴化階段,記為S0,將5L厭氧污泥置于反應(yīng)罐中(圖1).氮吹密封后每日定時(shí)進(jìn)出樣.當(dāng)系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定后,首先每天定時(shí)進(jìn)液相餐廚垃圾,連續(xù)運(yùn)行30d,該階段記為S1階段;后將固液混合相混合垃圾底物以相同有機(jī)負(fù)荷加入?yún)捬醢l(fā)酵系統(tǒng),連續(xù)運(yùn)行30d,該階段記為S2階段,餐廚垃圾及厭氧污泥理化特性見表1,餐廚垃圾半連續(xù)式中溫濕式厭氧發(fā)酵運(yùn)行參數(shù)見表2.每日記錄產(chǎn)氣量,每?jī)扇帐占瘹怏w進(jìn)行氣體成分分析,每日留樣做指標(biāo)分析.

圖1 半連續(xù)厭氧發(fā)酵試驗(yàn)裝置示意

1.補(bǔ)堿口; 2.補(bǔ)酸口; 3.機(jī)械攪拌器; 4.出氣口; 5.進(jìn)樣口; 6.溫度監(jiān)測(cè)探頭; 7.pH值監(jiān)測(cè)探頭; 8.取樣口; 9.出料口; 10.控溫隔層; 11.循環(huán)水浴加熱器; 12.控制系統(tǒng)

1.5 微生物群落分析

試驗(yàn)選取S1和S2厭氧發(fā)酵階段始末的污泥作樣品,編號(hào)分別為S1-1, S1-2, S2-2,其中因S1體系結(jié)束即為S2體系的開始,故S2體系的起始污泥樣品等同樣品S1-2.樣品DNA提取采用快速DNA提取法(FastDNA Spin Kit for Soil, MP土壤DNA提取試劑盒).將DNA樣品送至上海生工生物工程股份有限公司進(jìn)行微生物高通量測(cè)序,使用16s V4引物515F和806R進(jìn)行細(xì)菌群落分析,使用巢式PCR引物V3-V4進(jìn)行兩輪擴(kuò)增,第1輪引物340F和1000R,第2輪引物349F和806R進(jìn)行古菌群落分析[8].

1.6 分析指標(biāo)及測(cè)定方法

TS參考《生活垃圾采樣和物理分析方法》[9][CJ/T313-2009]的相關(guān)方法測(cè)定;VS參考《生活垃圾化學(xué)特性通用檢測(cè)方法》[10][CJ/T 96-2013]的灼燒法測(cè)定;含鹽量參考《食品中氯化物的測(cè)定》[11][GB 5009.44-2016]的直接滴定法測(cè)定;pH值采用pH計(jì)(Testo, 206pH2)測(cè)定;餐廚垃圾中C, N等有機(jī)元素采用元素分析儀測(cè)定(德國(guó)艾力蒙塔公司, Vario EL cube);甲烷濃度采用氣相色譜儀(普分科技有限公司,C3900)測(cè)定;揮發(fā)性脂肪酸(VFA)采用氣相色譜分析儀(Agilent, 7890B)測(cè)定;氨氮參考《水質(zhì)氨氮的測(cè)定納氏試劑分光光度計(jì)法》[12][HJ 535-2009]測(cè)定;厭氧發(fā)酵產(chǎn)氣量采用排水法測(cè)定.分析指標(biāo)測(cè)定每次設(shè)置3個(gè)平行樣,結(jié)果取平均值.

表1 餐廚垃圾及厭氧污泥理化特性

表2 厭氧發(fā)酵運(yùn)行條件

2 結(jié)果與討論

2.1 沼氣成分和CH4日產(chǎn)量

從圖2可知,有機(jī)負(fù)荷從馴化期(S0)0.6gVS/(L·d)升至液相厭氧發(fā)酵階段(S1) 2.0gVS/(L·d)后,S1的CH4濃度在初始有小范圍上升,最高至63.5%,之后穩(wěn)定在60.1%,固液混合相厭氧發(fā)酵階段(S2)的CH4濃度上升至61.3%.在產(chǎn)氣方面,S1穩(wěn)定后的 CH4日產(chǎn)氣量為4859.3mL; S2的CH4日產(chǎn)氣量整體高于S1,其平均值為5276.0mL.固液混合相餐廚垃圾厭氧發(fā)酵S2段產(chǎn)生的CH4濃度和液相餐廚垃圾厭氧發(fā)酵S1段無顯著性差異,但CH4日產(chǎn)量在S2段高于S1段,而S2的CH4日產(chǎn)量波動(dòng)較大,這可能與固液混合相餐廚垃圾的不均質(zhì)有關(guān).

2.2 VFA和氨氮

根據(jù)圖2可以看出,厭氧發(fā)酵正式運(yùn)行后,由于有機(jī)負(fù)荷的提升,系統(tǒng)受到了沖擊負(fù)荷, VFA迅速積累后逐漸降低最后穩(wěn)定的過程.這是因?yàn)轳Z化期轉(zhuǎn)液相餐廚垃圾厭氧發(fā)酵時(shí)有機(jī)負(fù)荷上調(diào),餐廚垃圾被產(chǎn)酸菌快速降解,后產(chǎn)甲烷菌活性增強(qiáng)將VFA降解轉(zhuǎn)化.在厭氧發(fā)酵進(jìn)行12d后丙酸含量已低出檢測(cè)限,VFA主要以乙酸的形態(tài)存在,S1和S2兩個(gè)階段并無明顯差異.VFA趨于穩(wěn)定后在2.0gVS/(L·d)有機(jī)負(fù)荷下濃度低于200mg/L,可知該半連續(xù)式中溫濕式厭氧發(fā)酵系統(tǒng)可以在較高濃度的有機(jī)負(fù)荷下正常運(yùn)行.氨氮積累方面,S1階段氨氮積累較緩慢,經(jīng)過30d半連續(xù)厭氧發(fā)酵后氨氮增長(zhǎng)了16.9%,而S2階段氨氮積累較快,氨氮增長(zhǎng)了29.0%.發(fā)酵液中的氨氮主要來自于微生物對(duì)蛋白質(zhì)等有機(jī)物的降解,以游離氨和銨根離子的形式存在,其中游離氨被認(rèn)為是抑制厭氧微生物的主要原因.餐廚垃圾經(jīng)過固液油三相分離后的固液混合相垃圾在單位體積下比液相垃圾具有更多的蛋白質(zhì),更多的有機(jī)氮可轉(zhuǎn)化為無機(jī)氮,導(dǎo)致分解蛋白質(zhì)產(chǎn)生的氨氮大于微生物消耗氨氮的量,從而氨氮濃度呈上升趨勢(shì),長(zhǎng)期運(yùn)行會(huì)導(dǎo)致厭氧微生物尤其是產(chǎn)甲烷菌生長(zhǎng)受到抑制[13].結(jié)合EMP可知S2氨氮的快速積累抑制了厭氧發(fā)酵的有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化效率.結(jié)合表1可知,厭氧發(fā)酵所用餐廚垃圾的C/N偏低,即氮元素太多造成氨氮不能被微生物及時(shí)轉(zhuǎn)化利用,導(dǎo)致系統(tǒng)的氨氮濃度升高,故提高厭氧發(fā)酵底物碳源,調(diào)節(jié)C/N至20～30可緩解氨氮積累.

圖2 餐廚垃圾半連續(xù)式厭氧發(fā)酵運(yùn)行性能

2.3 VS去除率和EMP

從圖2可知,雖然S1和S2階段VS去除率平均值相近,分別為91.2%和91.0%,但S1的VS去除率是逐漸上升的趨勢(shì),VS去除率維持在87.3%～92.9%,而在S2階段整體呈下降趨勢(shì),VS去除率維持在89.4%～92.6%.對(duì)比已有文獻(xiàn)[7,14]報(bào)道的中溫半連續(xù)餐廚垃圾厭氧發(fā)酵VS去除率在85%～94%,本實(shí)驗(yàn)S1和S2兩階段VS去除率均處于較高水平.而液相垃圾厭氧發(fā)酵相較固液混合相垃圾厭氧發(fā)酵具有更高的VS去除率,一方面是因?yàn)榘钡焖俜e累抑制固液混合相垃圾厭氧發(fā)酵,另一方面因?yàn)橐合嗬男》肿雍涂扇苄杂袡C(jī)質(zhì)占比一般高于粒徑不一的固液混合相垃圾,生物可降解性更高.從圖2可以看出,EMP在S1階段逐漸上升,最高時(shí)可達(dá)到633.0mLCH4/gVS,平均值為531.5mLCH4/gVS;與之對(duì)比在S2階段,EMP值整體下降,最高時(shí)僅達(dá)到545.8mLCH4/gVS,平均值為465.8mLCH4/gVS,且數(shù)值較為波動(dòng).對(duì)比Tampio等[15]進(jìn)行中溫半連續(xù)餐廚垃圾厭氧發(fā)酵實(shí)驗(yàn),在3gVS/(L·d)的有機(jī)負(fù)荷下得到最高483mLCH4/gVS的甲烷產(chǎn)率,本厭氧發(fā)酵試驗(yàn)在2gVS/(L·d)有機(jī)負(fù)荷下具有更高EMP. Zhang等[6]對(duì)5種不同類型的餐廚垃圾進(jìn)行先中溫35℃后高溫55℃的厭氧發(fā)酵結(jié)果表明,餐廚和蔬菜殘?jiān)旌衔飰簽V后的漿液厭氧發(fā)酵表現(xiàn)出最高的比甲烷產(chǎn)率,而植物殘?jiān)?jīng)過壓濾的漿液厭氧發(fā)酵最低.故液相餐廚垃圾因?yàn)槠渚哂写罅康目扇苄杂袡C(jī)質(zhì)從而具有更高的EMP,在半連續(xù)式中溫濕式厭氧發(fā)酵工藝中液相餐廚垃圾比固液混合相餐廚垃圾產(chǎn)甲烷效率更高.

2.4 厭氧發(fā)酵系統(tǒng)物料平衡

純液相和固液混合相餐廚垃圾厭氧發(fā)酵2個(gè)階段每日進(jìn)料150mL,純液相餐廚垃圾VS為6.6%,固液混合相餐廚垃圾的VS為8.3%.2個(gè)階段各選擇穩(wěn)定時(shí)即反應(yīng)第15d和16d的數(shù)據(jù)進(jìn)行碳平衡計(jì)算,根據(jù)質(zhì)量守恒可得式(3):

式中:為反應(yīng)器每天進(jìn)料的總碳質(zhì)量,g;為反應(yīng)器每天出料的總碳質(zhì)量,g;為每天產(chǎn)生的沼氣總碳質(zhì)量,g.已知兩個(gè)階段選取的第15d和16d數(shù)據(jù)見表3.其中總碳TC≈VS×47%[16].

表3 碳平衡計(jì)算選取參數(shù)

注:進(jìn)料碳含量以干基計(jì)算.

可計(jì)算出S1階段和S2階段,,和TC利用率及甲烷轉(zhuǎn)化率(表4).由碳平衡計(jì)算可知S1階段的TC利用率和甲烷轉(zhuǎn)化率比S2階段分別高4.3%和1.4%,即液相餐廚垃圾進(jìn)行半連續(xù)式中溫濕式厭氧發(fā)酵時(shí)可以將更多的有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化為沼氣和甲烷.

表4 餐廚垃圾厭氧發(fā)酵碳平衡計(jì)算

2.5 厭氧發(fā)酵微生物群落分析

如表5所示,S1階段隨著厭氧發(fā)酵的進(jìn)行,細(xì)菌群落分布豐富度(Chao1和ACE指數(shù))呈增大的趨勢(shì)而S2階段在降低.用來估算群落分布多樣性的Shannon指數(shù)值越大,說明群落多樣性越高,而Simpson指數(shù)數(shù)值越大說明群落多樣性越低.S1階段Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)分別降低和增加,表示細(xì)菌群落多樣性在降低.與之對(duì)比S2階段細(xì)菌群落多樣性則表現(xiàn)出增大的趨勢(shì).

S1階段隨著發(fā)酵的進(jìn)行古菌群落豐富度(Chao1和ACE指數(shù))無顯著變化,而古菌群落多樣性(Shannon和Simpson指數(shù))在增大.在S2階段隨著厭氧發(fā)酵的進(jìn)行,古菌群落豐富度和多樣性均在減小.

表5 不同預(yù)處理進(jìn)料條件下的厭氧發(fā)酵反應(yīng)器中細(xì)菌和古菌群落分析

如圖3所示,因?yàn)閮蓚€(gè)厭氧發(fā)酵階段的古菌在門水平上均屬于Euryarchaeota,故在屬水平上進(jìn)行群落結(jié)構(gòu)分析.圖中橫坐標(biāo)為樣品編號(hào),縱坐標(biāo)為相對(duì)豐度比例.顏色對(duì)應(yīng)了此分類水平各物種的名稱,顏色寬度表示不同物種相對(duì)豐度比例.

圖3 餐廚垃圾厭氧發(fā)酵反應(yīng)器中細(xì)菌群落在門水平和古菌群落在屬水平上的相對(duì)豐度

如圖3所示,Bacteroidetes, Cloacimonetes和Firmicutes是兩個(gè)厭氧發(fā)酵階段中最主要的細(xì)菌門類.其中Bacteroidetes的微生物菌群被報(bào)道存于在碳水化合物發(fā)酵,生理穩(wěn)態(tài)和類固醇代謝中,可以生產(chǎn)各種分解酶,包括降解復(fù)雜的有機(jī)化合物的水解酶,蛋白酶和脂肪酶[17-19]. Cloacimonetes被報(bào)道與其他耗氫和利用乙酸鹽的細(xì)菌共同作用時(shí),可以在低氨氮條件下降解纖維素,參與丙酸的共氧氧化和氨基酸降解為乙酸鹽,CO2和H2[20]. Firmicutes由大量分泌裂解酶包括纖維素酶,脂肪酶,蛋白酶和其它胞外酶的細(xì)菌組成,由于可以形成孢子,這些細(xì)菌可以在極端環(huán)境條件下存活[21-22].在S1體系開始時(shí)Bacteroidetes(60.8%)和Firmicutes(22.4%)占優(yōu)勢(shì),在厭氧發(fā)酵結(jié)束時(shí)Bacteroidetes(61.6%)無明顯變化,而Cloacimonetes(14.4%)成為優(yōu)勢(shì)門之一, Firmicutes(9.8%)降低了12.6%成為第3優(yōu)勢(shì)門.在S2階段Bacteroidetes(43.8%)相對(duì)豐度相比起始降低了17.8%,Cloacimonetes(28.1%)和Firmicutes(16.85%)分別增長(zhǎng)了13.8%和7.1%. Cloacimonetes的出現(xiàn)并在S2體系內(nèi)作為優(yōu)勢(shì)門,說明固液混合相餐廚垃圾的復(fù)雜成分使體系內(nèi)的功能菌群發(fā)生了變化,固液混合相餐廚垃圾厭氧發(fā)酵體系除了需要Bacteroidetes和Firmicutes分泌大量水解酶來降解大分子有機(jī)物,還需要Cloacimonetes的協(xié)同降解纖維素、氨基酸等.

由圖3可以看出,和是2個(gè)厭氧發(fā)酵階段中產(chǎn)甲烷古菌的主要優(yōu)勢(shì)屬.可以利用甲醇,甲胺,乙酸鹽以及H2和CO2生產(chǎn)甲烷,能夠利用不少于9種的產(chǎn)甲烷基質(zhì),且具有較快的生長(zhǎng)速率可以快速適應(yīng)周圍環(huán)境變化[23-24].是氫營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌,可以利用H2和甲酸鹽作為主要的電子供體將CO2還原為CH4[25]. S2階段中相對(duì)豐度較高的和同為氫營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌,都是利用H2作為電子供體將CO2還原為CH4[25-26].在S1階段可以看出隨著厭氧發(fā)酵的進(jìn)行相對(duì)豐度下降37%,與之對(duì)應(yīng)相對(duì)豐度升高至49.0%,成為主要優(yōu)勢(shì)屬.在S2階段回到了最高相對(duì)豐度(70.1%),下降至7.2%,其相對(duì)豐度下降了41.8%. S1反應(yīng)體系內(nèi)主要為氫營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌,占據(jù)了相對(duì)豐度的57.9%, S2反應(yīng)體系內(nèi)主要為多功能的為主,占據(jù)了相對(duì)豐度的70.1%,其可以在甲基營(yíng)養(yǎng)型,乙酸營(yíng)養(yǎng)型和氫營(yíng)養(yǎng)型三種模式下產(chǎn)甲烷[27].S2階段的大量富集,是因?yàn)閷?duì)高濃度的氨氮具有更強(qiáng)的抵抗力[28-29],結(jié)合兩個(gè)厭氧發(fā)酵階段的氨氮濃度變化,可以解釋該富集現(xiàn)象.與之相反因?yàn)镾1階段的氨氮濃度相對(duì)較低,適宜更多種類的產(chǎn)甲烷菌生長(zhǎng),所以氫營(yíng)養(yǎng)型和乙酸營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌開始富集.結(jié)合表5的2個(gè)厭氧發(fā)酵階段中古菌多樣性分析,與S2相比S1具有更高的群落分布豐富度和多樣性,證明了氨氮濃度是導(dǎo)致古菌種群轉(zhuǎn)移的關(guān)鍵因素[30].

3 結(jié)論

3.1 固液油三相分離預(yù)處理后,液相餐廚垃圾比固液混合相餐廚垃圾在厭氧發(fā)酵過程中具有更高的VS去除率(91.2%),實(shí)際產(chǎn)甲烷潛能(531.5mLCH4/ gVS)和甲烷轉(zhuǎn)化率(54.3%),且氨氮積累較慢.

3.2 微生物群落分析表明氨氮濃度是導(dǎo)致古菌群落轉(zhuǎn)移和豐度變化的關(guān)鍵因素,在液相餐廚垃圾厭氧發(fā)酵時(shí)因其氨氮濃度較低,致使古菌群落具有更高的豐富度和多樣性,古菌群落向氫營(yíng)養(yǎng)型和乙酸營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷模式進(jìn)化;而在固液混合相餐廚垃圾厭氧發(fā)酵時(shí)因其氨氮濃度較高使古菌群落以耐高濃度氨氮的多功能產(chǎn)甲烷菌為主.

[1] Jin C, Sun S, Yang D, et al. Anaerobic digestion: An alternative resource treatment option for food waste in China [J]. Science of The Total Environment, 2021,779:146397.

[2] 湯 晴.餐廚垃圾厭氧制沼及沼氣異位生物提純技術(shù)研究 [D]. 無錫:江南大學(xué), 2019.

Tang Q. The biogas generation from food waste by anaerobic digestion and its ex-situ biological upgrading technology [D]. Wuxi: Jiangnan University, 2019.

[3] Lin L, Xu F, Ge X, et al. Improving the sustainability of organic waste management practices in the food-energy-water nexus: A comparative review of anaerobic digestion and composting [J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2018,89:151-167.

[4] Li Y, Jin Y, Borrion A, et al. Current status of food waste generation and management in China [J]. Bioresource Technology, 2019,273: 654-665.

[5] 文 斐.我國(guó)餐廚垃圾處理工藝技術(shù)路線選擇與分析 [J]. 環(huán)境與發(fā)展, 2020,32(9):107+109.

Wen F. Selection and analysis of food waste treatment process in China [J]. Environment and Development, 2020,32(9):107+109.

[6] Zhang J, Hu Q, Qu Y, et al. Integrating food waste sorting system with anaerobic digestion and gasification for hydrogen and methane co-production [J]. Applied Energy, 2020,257:113988.

[7] 何 琴,李 蕾,何清明,等.重慶主城餐廚垃圾理化性質(zhì)及產(chǎn)甲烷潛能分析 [J]. 環(huán)境化學(xué), 2014,33(12):2191-2197.

He Q, Li L, He Q M, et al. Physical and chemical properties and methane production potential of food waste in Chongqing City [J]. Environmental Chemistry, 2014,33(12):2191?2197.

[8] 王 麗.廚余-污泥混合干式厭氧發(fā)酵及其微生物學(xué)機(jī)制研究 [D]. 西安:西安工程大學(xué), 2019.

Wang L. Study on dry anaerobic fermentation of kitchen waste-sludge and its microbiological mechanism [D]. Xi'an: Xi'an Polytechnic University, 2019.

[9] CJ/T313-2009 生活垃圾采樣和物理分析方法 [S].

CJ/T313-2009 Sampling and physical analysis methods of domestic waste [S].

[10] CJ/T 96-2013 生活垃圾化學(xué)特性通用檢測(cè)方法 [S].

CJ/T 96-2013 General test method for chemical characteristics of domestic waste [S].

[11] GB 5009.44-2016 食品中氯化物的測(cè)定 [S].

GB 5009.44-2016 Determination of chloride in food [S].

[12] HJ 535-2009 水質(zhì)氨氮的測(cè)定納氏試劑分光光度計(jì)法 [S].

HJ 535-2009 Water quality determination of ammonia nitrogen nessler reagent spectrophotometric method [S].

[13] 張達(dá)飛.餐廚垃圾厭氧消化運(yùn)行實(shí)驗(yàn)研究 [D]. 北京:北京建筑大學(xué), 2017.

Zhang D F. Experimental research on the anaerobic digestion of food waste [D]. Beijing: Beijing University of Civil Engineering and Architecture, 2017.

[14] 李榮平,葛亞軍,王奎升,等.餐廚垃圾特性及其厭氧消化性能研究 [J]. 可再生能源, 2010,28(1):76-80.

Li R P, Ge Y J, Wang K S, et al. Characteristics and anaerobic digestion performances of kitchen wastes [J]. Renewable Energy Resources, 2010,28(1):76?80.

[15] Tampio E, Ervasti S, Paavola T, et al. Anaerobic digestion of autoclaved and untreated food waste [J]. Waste Management, 2014, 34(2):370-377.

[16] 錢小青.泔腳廢物厭氧兩相發(fā)酵工藝及其礦化垃圾協(xié)同生物產(chǎn)氫過程研究 [D]. 上海:同濟(jì)大學(xué), 2006.

Qian X Q. Anaerobic digetion and biological hydrogen production from food origin wastes in the presence of aged refuse [D]. Shanghai: Tongji University, 2006.

[17] Alalawy A I, Guo Z, Almutairi F M, et al. Explication of structural variations in the bacterial and archaeal community of anaerobic digestion sludges: An insight through metagenomics [J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2021,9(5):105910.

[18] Marchesi J R, Adams D H, Fava F, et al. The gut microbiota and host health: A new clinical frontier [J]. Gut, 2016,65(2):330-339.

[19] Rivière D, Desvignes V, Pelletier E, et al. Towards the definition of a core of microorganisms involved in anaerobic digestion of sludge [J]. ISME Journal, 2009,3(6):700-714.

[20] Stolze Y, Bremges A, Maus I, et al. Targeted in situ metatranscriptomics for selected taxa from mesophilic and thermophilic biogas plants [J]. Microbial Biotechnology, 2018,11(4): 667-679.

[21] Pasalari H, Gholami M, Rezaee A, et al. Perspectives on microbial community in anaerobic digestion with emphasis on environmental parameters: A systematic review [J]. Chemosphere, 2020,270:128618.

[22] Lim J W, Chiam J A, Wang J-Y. Microbial community structure reveals how microaeration improves fermentation during anaerobic co-digestion of brown water and food waste [J]. Bioresource Technology, 2014,171:132-138.

[23] Jenney F E, Adams M W W. Hydrogenases of the model hyperthermophiles [J]. Annals of the New York Academy of Sciences, 2008,1125(1):252-266.

[24] Goberna M, Gadermaier M, Franke-Whittle I H, et al. Start-up strategies in manure-fed biogas reactors: Process parameters and methanogenic communities [J]. Biomass and Bioenergy, 2015,75:46- 56.

[25] Guo J H, Peng Y Z, Ni B J, et al. Dissecting microbial community structure and methane-producing pathways of a full-scale anaerobic reactor digesting activated sludge from wastewater treatment by metagenomic sequencing [J]. Microb. Cell. Fact., 2015,14:11.

[26] Cadillo-Quiroz H, Brauer S L, Goodson N, et al. Methanobacterium paludis sp nov and a novel strain of Methanobacterium lacus isolated from northern peatlands [J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2014,64:1473-1480.

[27] Mehta P, Deshmukh K, Dagar S S, et al. Genome sequencing and analysis of a psychrotrophic methanogen Methanosarcina sp. nov. MSH10X1cultured from methane hydrate deposits of Krishna Godavari Basin of India [J]. Marine Genomics, 2021:100864.

[28] Zhang J, Lv C, Tong J, et al. Optimization and microbial community analysis of anaerobic co-digestion of food waste and sewage sludge based on microwave pretreatment [J]. Bioresource Technology, 2016, 200:253-261.

[29] Poirier S, Desmond-Le Quéméner E, Madigou C, et al. Anaerobic digestion of biowaste under extreme ammonia concentration: Identification of key microbial phylotypes [J]. Bioresource Technology, 2016,207:92-101.

[30] Zamanzadeh M, Hagen L H, Svensson K, et al. Anaerobic digestion of food waste – Effect of recirculation and temperature on performance and microbiology [J]. Water Research, 2016,96:246-254.

Study on anaerobic digestion of kitchen waste based on solid-liquid separation pretreatment.

ZHANG Jing-xue1,2, LI Pan-pan1, YU Yang1, ZENG Su1, YU Ran1*, YANG Guang-ping3

(1.Department of Energy and Environment, Southeast University, Nanjing 210096, China；2.Nanjing Environment Group Co.LTD, Nanjing 210046, China；3.Chinair Environmental Science and Technology Co. LTD, Nanjing 210019, China)., 2022,42(3)：1252～1258

A semi-continuous anaerobic digestion (AD) experiment was set up to evaluate the methanogenesis potential of kitchen waste (KW) after different pretreatment modes. After the solid, liquid and oil three-phase separation pretreatment, the liquid-phase KW achieved a higher volatile solid (VS) removal rate, experimental methane potential (EMP) and methane conversion rate than the mixed one of solid-liquid phases, which were 91.2%, 531.5mLCH4/gVS, and 54.3%, respectively. The results indicated that the medium-temperature wet AD displayed a satisfying effect on KW reduction and resource utilization when using the liquid-phase KW as the feedstock. The microbial community analysis showed that the microbial community succession in the AD system was affected by the KW pretreatment method. The ammonia concentration was the key factor to induce the variation and abundance shifts of the archaeal community. The hydrogenotrophic methanogen,was the dominant methanogens in the AD system with the KW liquid phase as the feedstock. The, which was reported to be able to resist high concentrations of ammonia nitrogen was the dominant methanogens in the AD system with the feedstock of the KW solid-liquid phase mixture.

kitchen waste；anaerobic digestion；pretreatment；microbial community

X705

A

1000-6923(2022)03-1252-07

張靖雪(1995-),女,河南平頂山人,東南大學(xué)博士研究生,主要從事固體廢棄物處理與處置研究.

2021-08-01

2020年度江蘇省建設(shè)系統(tǒng)科技項(xiàng)目(指導(dǎo)類)(2020ZD61)

*責(zé)任作者, 教授, yuran@seu.edu.cn