烷基多苷對餐廚垃圾干式厭氧發酵的影響*

楊 云

(天津商業大學理學院，天津 300134)

隨著人們生活水平的不斷提高，餐廚垃圾產出量不斷增大，若不能得到有效處置，極易產生有毒氣體和滲濾液污染空氣和地下水體[1]。然而，餐廚垃圾中富含大量的碳水化合物，是一種可利用資源。近年來，餐廚垃圾厭氧發酵技術得到廣泛關注，一方面厭氧發酵可以實現餐廚垃圾的減量化，另一方面餐廚垃圾在厭氧發酵過程中可以回收能源物質甲烷[2-3]。相較于餐廚垃圾厭氧發酵生產甲烷，餐廚垃圾厭氧發酵生產揮發性脂肪酸(VFA)受到學者更多的關注，因為生產VFA的環境相對寬松，且得到的VFA可以作為污水處理廠外加碳源，提高污水處理廠生物脫氮除磷效果。

表面活性劑具有良好的溶解性能，它能夠溶解污泥外包裹的胞外聚合物(EPS)及細胞壁進而釋放更多的胞內物質供產酸細菌利用，有研究者發現，表面活性劑可以促進剩余污泥的水解和酸化進而導致VFA大量積累。然而，以往研究中使用的表面活性劑大多為化學類表面活性劑，這類表面活性劑在應用過程中不能分解，會造成二次污染。生物類表面活性劑具有可降解性，在實際應用中更有前景。烷基多苷(APG)是一類產量較大且應用性較強的生物表面活性劑，筆者應用APG強化餐廚垃圾干式厭氧發酵生產VFA，研究了APG對餐廚垃圾厭氧發酵的影響，并探究了其作用機制。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

餐廚垃圾取自某高校學生食堂5個連續工作日的廚余垃圾，首先人工將餐廚垃圾中少量紙屑、塑料包裝、一次性筷子、大塊骨頭、魚刺等剔除，用粉碎機將餐廚垃圾粉碎至顆粒直徑小于5 mm，然后用蒸餾水清洗餐廚垃圾3次以去除垃圾中的大部分油脂，按照餐廚垃圾與蒸餾水9∶1的質量比稀釋混合。稀釋后餐廚垃圾總固體(TS)質量分數為33.2%±1.3%，揮發性懸浮固體(VSS)質量分數為17.5%±1.2%。

接種污泥取自某污水處理廠二沉池的剩余污泥，將取回的剩余污泥在實驗室內逐步培養成厭氧污泥，接種污泥的基本性質如下：pH=6.9±0.1，總懸浮固體(TSS)=(12 500±169) mg/L，VSS=(10 230±125) mg/L，水溶性蛋白質=(8 560±89) mg/L，水溶性多糖=(1 250±68) mg/L。

實驗中使用的生物表面活性劑為市售APG，純度97.8%。

1.2 APG投加量對VFA最大累積量的影響

分別向5個有效體積為1.0 L的厭氧反應器內加入0.6 L混合均勻的餐廚垃圾及0.2 L接種污泥，再分別投加一定APG使其質量濃度分別為0(空白組)、0.1、0.5、1.0、1.5 g/L，控制攪拌器轉速150 r/min，發酵溫度(35±1) ℃，發酵周期12 d，考察APG投加量對VFA最大累積量的影響。

1.3 APG自身分解對VFA貢獻的影響

APG在發酵過程中會發生分解，因此APG對餐廚垃圾厭氧發酵生產VFA也有一定影響。為明確APG分解對VFA的貢獻，在厭氧反應器內接種0.2 L接種污泥，添加0.6 L蒸餾水，投放一定的APG使得APG的質量濃度為0.5 g/L，其他反應條件同1.2節，通過厭氧反應器中VFA的積累量判斷APG對VFA的貢獻。

1.4 分析方法

TSS采用重量法測定；VSS采用馬弗爐灼燒法測定；將餐廚垃圾上清液過0.45 μm濾膜后采用標準方法測定SCOD[10]。水溶性蛋白質采用Folin-酚法測定，以牛血清蛋白為標準底物[11]。水溶性多糖采用蒽酮比色法測定，以葡萄糖為標準底物[12]。VFA及其組分測定采用氣相色譜法測定，具體方法詳見文獻[13]。

2 結果與討論

2.1 APG投加量對VFA最大累積量的影響

餐廚垃圾厭氧發酵過程中,APG投加量對VFA最大積累量的影響見圖1。由圖1可見，隨著APG投加量的升高，VFA最大積累量也呈上升趨勢。空白組VFA最大積累量為8.1 g/L，當APG投加量為0.5 g/L時，VFA最大積累量為18.5 g/L，為空白組的2.3倍，說明投加APG能夠顯著提高餐廚垃圾厭氧發酵生產VFA的積累量。繼續增加APG的投加量，VFA最大積累量增幅不明顯，當APG投加量為1.5 g/L時，VFA最大積累量僅提高到19.8 g/L。綜合考慮處理效果與處理成本，最佳APG投加量宜為0.5 g/L。

圖1 APG投加量對VFA最大積累量的影響Fig.1 Effect of APG dosage on the maximum VFA production

2.2 VFA組分構成

考慮到生產的VFA主要用作污水處理廠的外加碳源，因此本研究僅對幾種碳原子數小于6的VFA進行分析，其中包括乙酸、丙酸、正丁酸、異丁酸、正戊酸和異戊酸。APG投加量為0.5 g/L時，餐廚垃圾厭氧發酵12 d后的VFA組分構成見圖2。由圖2可見，6種VFA中乙酸所占比例最大，為45%(質量分數，下同)，其次是丙酸，占VFA的28%。乙酸和丙酸是生物脫氮除磷微生物比較喜愛的小分子酸[14-15]，餐廚垃圾在APG強化厭氧發酵生產的VFA中乙酸和丙酸占比較大，可以用作污水生物脫氮除磷的碳源。VFA中乙酸含量高于其他小分子酸的原因在于有機物厭氧發酵生產乙酸的途徑比較多，一方面有機物可以在產酸細菌的作用下通過相應代謝直接生產乙酸，另一方面，生成的丁酸和戊酸等可以被產乙酸菌所利用進一步生產乙酸。

圖2 6種VFA的構成Fig.2 Composition of 6 types of VFA

2.3 APG強化機制的研究

2.3.1 APG對SCOD變化的影響

餐廚垃圾的主要成分為碳水化合物跟蛋白質，這兩種物質主要以顆粒狀或者大分子狀態存在，若要被厭氧微生物所利用則首先需分解變成小分子狀態，因此筆者以SCOD的含量表征小分子有機質含量研究碳水化合物及蛋白質的分解情況。不同APG投加量下餐廚垃圾在厭氧發酵過程中SCOD的變化見圖3。

由圖3可見，不同APG投加量下SCOD濃度均隨著厭氧發酵時間的延長呈現先上升后下降的趨勢，這是因為在厭氧發酵初期，隨著餐廚垃圾中碳水化合物和蛋白質的分解，小分子物質逐漸增多，表現在SCOD質量濃度的上升，隨著厭氧發酵繼續進行，大部分小分子物質被利用生成甲烷和二氧化碳等氣體，消耗量大于產生量，導致SCOD濃度下降。從圖3還可看出，投加APG使餐廚垃圾厭氧發酵產生的SCOD明顯高于同時期空白組SCOD濃度，說明APG能夠強化大分子物質的分解過程，使得餐廚垃圾分解產生更多的小分子物質。

圖3 APG投加量對SCOD變化的影響Fig.3 Effect of APG dosage on the variations of SCOD

2.3.2 APG對溶解性蛋白質和溶解性多糖的影響

餐廚垃圾的水解過程主要發生在厭氧發酵初期，水解程度可通過反應體系中溶解性蛋白質和溶解性多糖的變化來體現。不同APG投加量下，溶解性蛋白質和溶解性多糖隨時間變化見表1。

由表1可知，隨著厭氧發酵時間的延長，溶解性蛋白質與溶解性多糖均呈現先上升后下降的趨勢。厭氧發酵時間為3 d時，空白組中溶解性蛋白質和溶解性多糖的質量濃度分別為(698±16)、(6 528±120) mg/L，而APG投加量為0.5 g/L時，溶解性蛋白質和多糖的質量濃度分別為(1 325±27)、(9 150±110) mg/L，分別為空白組的1.90、1.40倍。可見，厭氧發酵反應器中存在APG時，餐廚垃圾中溶解性蛋白質和溶解性多糖的含量明顯增加，為后續產酸細菌提供了更多的發酵基質，進而產生更多VFA。

2.3.3 APG對VFA轉化率的影響

厭氧反應的最后一步為產甲烷菌在厭氧的環境中利用VFA生產氣體甲烷和二氧化碳。圖4為不同APG投加量下餐廚垃圾厭氧發酵系統中VFA的轉化率。由圖4可見，隨著APG投加量的增大，VFA的轉化率呈現下降的趨勢。APG的投加量分別為0.1、0.5、1.0、1.5 g/L時，甲烷轉化率分別為52%、38%、32%、29%，遠低于空白組的76%，說明APG的存在能夠抑制產甲烷菌的活性，進而導致VFA消耗量減少，累積量增加。

圖4 APG投加量對VFA轉化率的影響Fig.4 Effect of APG dosage on the conversion rate of VFA

2.4 APG對VFA的貢獻

APG作為生物類表面活性劑在發酵體系中也會被發酵微生物所分解，進而導致不同投加量下發酵基質濃度不同[16]。為排除APG分解對VFA的影響，考察了0.5 g/L APG在降解過程中的VFA變化，結果見表2。由表2可見，隨著發酵時間的延長，APG被逐漸降解，VFA呈現上升趨勢。厭氧發酵12 d時，APG被完全分解，此時VFA僅為239 mg/L，遠遠小于APG強化餐廚垃圾厭氧發酵所產生的VFA，可見APG分解對VFA的貢獻量有限。

表2 APG及VFA隨發酵時間的變化

3 結 論

(1) 生物表面活性劑APG能夠有效強化餐廚垃圾干式厭氧發酵生產VFA，APG的最佳投加量為0.5 g/L，此時VFA的最大累積量為18.5 g/L，VFA轉化率為38%。

(2) APG強化餐廚垃圾厭氧發酵生產的VFA中乙酸的比例最高，其次為丙酸，獲得的VFA可以作為污水生物脫氮除磷的碳源。

(3) APG能夠強化餐廚垃圾的水解反應，使溶解性蛋白質和溶解性多糖含量明顯增加，為后續產酸細菌提供了更多的發酵基質，同時APG還能限制甲烷的產生進而積累更多VFA。

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