高氫分壓下厭氧顆粒污泥演變過程研究

徐 恒,夏 瑜,王建兵,何緒文,王凱軍

高氫分壓下厭氧顆粒污泥演變過程研究

徐 恒1,2,夏 瑜1,王建兵1,何緒文1,王凱軍2*

(1.中國礦業大學(北京)化學與環境工程學院,北京 100083；2.清華大學環境學院,環境模擬與污染控制國家重點聯合實驗室,北京 100084)

為了探究厭氧顆粒污泥用于氫輔助原位生物法沼氣提純的可行性,在高氫分壓ASBR中對厭氧顆粒污泥演變過程進行了考察,包括反應器性能和厭氧顆粒污泥特性變化情況.結果表明,在進水COD負荷低于5g/(L×d)時,氫輔助原位生物法沼氣提純中高氫分壓、高進水COD負荷和高剪切力新環境促使厭氧顆粒污泥向小粒徑方向演變,系統運行性能良好、高效,此時厭氧顆粒污泥可以通過營造具有極低氫分壓的微環境強化基于HIT (種間氫傳遞)途徑丙酸降解;但隨著進水COD負荷進一步提高,超過6g/(L×d)時,系統出現不可控的丙酸積累.因此,需要尋求其他技術手段來緩解更高進水COD負荷條件下氫輔助原位生物法沼氣提純系統中丙酸積累問題.

高氫分壓；生物法；丙酸積累；沼氣提純；厭氧顆粒污泥

目前,原位生物法沼氣提純系統采用的厭氧消化物料基本是畜禽糞便等固體廢棄物[1-3],很少有研究將其應用到工業廢水領域.與固廢,工業廢水也是厭氧沼氣化工程主要物料之一,尤其在我國,工業廢水在總沼氣資源量中所占份額達50%左右[4].因此,將原位生物法沼氣提純應用于工業廢水處理領域是非常必要的.已有研究中原位生物法沼氣提純系統基本是利用絮狀厭氧污泥作為CO2嗜氫型甲烷化古菌的載體,通過外供H2和強化CO2嗜氫型甲烷化過程以實現沼氣提純[1-3],與固廢厭氧處理領域的絮狀厭氧污泥相對應,厭氧顆粒污泥被廣泛應用于升流式厭氧污泥床(UASB)、顆粒污泥膨脹床(EGSB)等高效廢水厭氧處理反應器中[4-8].厭氧顆粒污泥之所以“高效”的主要原因在于它比絮狀污泥具有更高的微生物量和甲烷化活性(嗜氫型+嗜乙酸型).也正是受厭氧顆粒污泥高效性的啟示,近些年來具有其他功能類型的顆粒污泥技術也得到快速發展并開始替代絮狀污泥應用于好氧處理[9]、缺氧反硝化[10]、生物產氫[11]等眾多環境技術領域.因此,如果將原位生物法沼氣提純應用于廢水處理領域,厭氧顆粒污泥將是一種比較好的CO2嗜氫型甲烷化古菌富集載體.與絮狀厭氧污泥相比,它不僅可以提高CO2嗜氫型甲烷化古菌生物量和活性,強化CO2生物甲烷化過程,實現高效原位生物法沼氣提純;而且在工業廢水厭氧處理單元集成方面,厭氧顆粒污泥具有較強的靈活性.目前,已有國內外學者[12-13]對厭氧顆粒污泥的CO2生物甲烷化可行性進行了考察,證實厭氧顆粒污泥具有較高的嗜氫型甲烷化活性.然而,厭氧顆粒污泥在供氫厭氧反應器內高氫分壓、高剪切力、高有機負荷新環境下特性變化情況尚不知曉.了解這些信息對基于厭氧顆粒污泥的原位生物法沼氣提純技術發展與應用具有重要意義.

因此,本研究擬在高氫分壓厭氧反應器中考察厭氧顆粒污泥在不斷提高進水COD負荷條件下的演變過程和特性變化情況.在此基礎上,與現有固廢厭氧處理領域內原位生物法沼氣提純研究進行對比,分析厭氧顆粒污泥用于氫輔助原位生物法沼氣提純的可行性和局限性,并為后續長期性能研究提供理論指導.

1 材料與方法

1.1 接種污泥及模擬廢水

實驗所用厭氧顆粒污泥取自某淀粉廠處理淀粉廢水的EGSB反應裝置,其外觀為不規則黑色球狀.該淀粉廢水中有機物主要為可溶性淀粉,淀粉由葡萄糖聚合而成,因此,后續實驗所用有機碳源均為葡萄糖.取回的厭氧顆粒污泥首先以葡萄糖為基質,在有機負荷為2g/(L×d)的條件下,培養數月后再用于本實驗研究.每升模擬廢水(不含碳源)含有: 2.60g NaHCO3、1.00g NH4Cl、0.25g NaCl、0.01g MgCl2·6H2O、0.01g CaCl2·2H2O、0.11g KH2PO4、0.22g K2HPO4·3H2O、0.02g Na2SO4----、10mL微量元素儲存液[14]和10mL維生素儲存液[14].

1.2 實驗系統及運行

本章采用的實驗裝置主體為有效容積0.8L的厭氧序批式反應器(ASBR),其高度為450mm,內徑為50mm(圖1).

如圖1所示,在整個實驗期間通過向ASBR底部連續緩慢通入[H2-CO2(80:20)]混合氣營造高氫分壓實驗環境(約為70~80kPa).在接種20gVSS/L厭氧顆粒污泥后,經約5d簡單馴化,進入長期實驗階段.ASBR運行周期為1d, 每周期包含10min進水、1420min反應、5min靜沉和5min排水.每天從出水口排出0.4L污水,再補充等量新鮮的模擬廢水.此處模擬廢水采用的有機碳源為葡萄糖.進水COD負荷從初始的1g/(L×d)逐漸提高 7g/(L×d),每次提高負荷都在反應器性能達到穩定后進行操作.此外,為保證反應器內溶液 pH值在7.0~7.5范圍內,維持厭氧反應器正常運行,進水中NaHCO3濃度也會根據pH值和堿度變化情況逐步提高.在連續實驗期間,會對ASBR性能進行監測,具體指標包括COD、有機酸、pH值和堿度.連續實驗結束后,會對所形成厭氧顆粒污泥性能、微生物形態和微生物群落分布特征展開分析.

圖1 厭氧序批式反應器(ASBR)系統

1.3 搖瓶實驗測試

此處,通過搖瓶實驗測試厭氧顆粒污泥培養馴化前后的嗜氫和丙酸降解性能,搖瓶實驗裝置為帶有丁基橡膠塞的150mL厭氧血清瓶.首先,在厭氧條件下向所有厭氧瓶加入50mL不含碳源的模擬廢水和5gVSS/L的厭氧顆粒污泥.然后向厭氧瓶內通入H2/CO2混合氣[80%/20%],吹脫15min后,加壓至20kPa(表壓)左右停止供氣.通過1mL注射器注入0.5mL 1mol/L丙酸鈉儲存液(pH=6.5),使得厭氧瓶內丙酸濃度為10mmol/L左右.最后將所有厭氧瓶放入35℃恒溫室內振蕩培養(150r/min),并分別于0, 2, 4, 8, 20, 24h時間點取樣測試氫分壓和丙酸濃度.

1.4 分析方法

進水COD和出水溶解態COD(SCOD)(mg/L):采用重鉻酸鹽法測定[15],其中SCOD定義為經0.45mm濾膜過濾后的水樣COD.

pH值及堿度:pH值通過便攜式pH值測定儀(Hach HQ30d, USA)測定.此處所測堿度分為碳酸氫鹽堿度(BA)和總堿度(TA),首先通過滴定水樣至其pH值分別為5.75和3.70,然后根據相應鹽酸消耗量計算得出(以mgCaCO3/L計)[16-17].

有機酸濃度(mmol/L):利用高效液相色譜儀(Shimadzu)測定[7].

H2、CH4和CO2分壓(kPa):利用氣相色譜儀(Agilent, 7890A)測定[7].所測得H2, CH4和CO2含量均在標況下換算成氣體分壓進行表示.

粒徑大小分布:利用篩分法測定[18].此處采用孔徑分別為2.0, 1.6, 1.0和0.5mm的4種不同不銹鋼篩網進行測定.

微生物形態:厭氧顆粒污泥優勢微生物形態通過環境掃描電鏡(SEM, Quantn 200, FEI Ltd.)進行觀察[7].

微生物群落分析:采用OMEGA土壤提取試劑盒提取厭氧顆粒污泥基因組DNA,并進行PCR擴增[7].之后使用Illumina MiSeq高通量測序平臺進行基因測序,并在GenBank序列數據庫中對測序所得結果進行比對分析[19].

2 結果與討論

2.1 高氫分壓ASBR中厭氧顆粒污泥降解有機物性能

圖2 高氫分壓ASBR運行性能

為考察高氫分壓ASBR中厭氧顆粒污泥在不斷提高進水COD負荷的條件下降解有機物過程,對反應器出水SCOD、有機酸濃度、pH值和堿度進行為期110d的監測,結果如圖2所示.當進水COD負荷為1~5g/(L×d)-(0~29d)范圍內時,ASBR的出水SCOD低于200mg/L左右,反應器內有機酸(主要是乙酸和丙酸)濃度基本為0.此外,這期間的pH值和堿度都能維持在較高水平,以第26d數據為例,其pH為7.03,總堿度TA和碳酸氫鹽堿度BA分別為1099, 901mgCaCO3/L,如圖2(c)和(d)所示.上述研究結果表明,當進水COD負荷低于5g/(L×d)-時,-即使快速提高COD負荷(29d內從1提高至5g/(L×d)-),厭氧顆粒污泥都能很快適應高氫分壓厭氧環境,實現有機物(葡萄糖)高效降解,且反應器內無丙酸等有機酸積累現象出現.

當進水COD負荷從5進一步提高到6g/(L×d)時(第29d),反應器內開始出現明顯的丙酸積累,導致出水SCOD大幅度提高,而且丙酸濃度和出水SCOD均在第42d時達到最大值,分別為9.75mmol/L和1505mg/L,如圖2(a)和(b)所示.但是,值得注意的是,可能由于丙酸降解轉化為乙酸的途徑受阻,加之乙酸降解轉化依然保持高效性,在丙酸出現大量積累的同時,乙酸濃度仍然維持在很低水平(<0.4mmol/L),這種現象一直持續到第82d[圖2(b)].從圖2(c)可以看出,丙酸積累還進一步導致反應器內pH值大幅度降低,從7.04(第29d)持續降為6.48 (第42d).第42d時,反應器內TA和BA已經分別低至998和413mgCaCO3/L.為避免pH值進一步降低影響微生物代謝活性,在第42d時將進水NaHCO3濃度從2.6提高至4.0g/L,以增強反應器內主體溶液的緩沖能力[圖2(c)].第42d之后,反應器內溶液pH值和堿度開始上升,同時出水SCOD和丙酸濃度開始降低.到56d時,ASBR性能恢復正常,此時出水SCOD又降至100mg/L,丙酸濃度降為0mmol/L,pH值約為7.10,TA和BA分別約為1834、1575mgCaCO3/L.經過1個月左右(第29~56d)的馴化培養,高氫分壓ASBR中厭氧顆粒污泥已經可以在進水COD負荷為6g/(L×d)條件下完成有機物的高效降解且在降解過程中無丙酸積累.

為進一步考察厭氧粒污泥在更高進水COD負荷下的性能,在第70d時,分別將進水COD負荷和NaHCO3濃度提高至7g/(L×d)和6.0g/L.隨后,ASBR中再次出現丙酸積累和SCOD急劇升高的現象,而且從第82d開始,反應器內乙酸濃度也開始逐步上升.到第92d時,出水SCOD、乙酸和丙酸出現峰值,分別為1769mg/L、4.5mmol/L和9.5mmol/L,而且它們表現出繼續上升的趨勢.這說明高氫分壓ASBR中厭氧顆粒污泥很難通過短期馴化培養適應進水COD負荷為7g/(L×d)的厭氧環境.從工程應用角度而言,進一步馴化厭氧顆粒污泥使其適應更高進水COD負荷意義不大,而且還可能破壞厭氧顆粒污泥形態和微生物群落結構,對其后續特性分析產生不利影響.因此,在第96d時,將進水COD負荷從7降至6g/(L×d),重新考察厭氧顆粒污泥降解有機物性能.從圖2(a)和(b)可以看出,降低負荷后,反應器出水SCOD、乙酸和丙酸濃度開始下降,到實驗末期時(第110d)恢復到第56d時水平.就pH值和堿度而言,從第70d提高進水NaHCO3濃度至6.0g/L開始,它們整體一直處于緩慢上升的狀態,到第110d時,pH值、TA和BA分別達到7.45,3002和2390mgCaCO3/L.上述研究結果表明在短期馴化培養下高氫分壓ASBR中厭氧顆粒污泥極限進水COD負荷為6g/(L×d),且此時降解有機物和降低丙酸積累性能良好.

2.2 厭氧顆粒污泥特性分析

2.2.1 厭氧顆粒污泥形態及粒徑分布 在實驗末期,從ASBR中取出厭氧顆粒污泥,并對它們的形態和粒徑分布情況進行分析,結果如圖3所示.如圖3(a)和(d)所示,經馴化培養,厭氧顆粒污泥外觀顏色變淡,反應器內很可能產生一些新的厭氧顆粒污泥.此外,厭氧顆粒污泥的粒徑分布發生了顯著變化.如圖3(g)所示,第0d時,60%左右接種的厭氧顆粒污泥粒徑大于2mm,粒徑大于1mm厭氧顆粒污泥的比例達到95%左右.經過為期110d的馴化培養后,厭氧顆粒污泥的粒徑整體明顯變小.其中粒徑大于2mm的厭氧顆粒污泥僅占據6%左右,粒徑在0.5~1.6范圍內的厭氧顆粒污泥比例最高,達到72%左右;此外還約有15%厭氧顆粒污泥的粒徑低于0.5mm. ASBR中厭氧顆粒污泥粒徑變小的主要原因在于,一方面在ASBR底部持續曝入[H2-CO2(80:20)]混合氣,從而對厭氧顆粒污泥產生較強的剪切力,可能會造成污泥表層脫落;另一方面,此處的高氫分壓和高COD負荷可看作厭氧顆粒培養的兩種選擇壓,只有適應的微生物才能繼續存留在反應器內,否則會逐步被洗出,導致厭氧顆粒污泥部分解體.

雖然厭氧顆粒污泥在馴化培養過程中出現部分解體和粒徑變小的現象,但是通過對比圖3(b)和3(e)可以看出,其仍然能保持完好且緊致的顆粒形態.厭氧顆粒污泥剖面SEM結果[圖3(c)和(f)]顯示,經過110d馴化培養后,污泥內部微生物形態發生明顯變化,從原來的桿狀菌變為球菌.從圖3(f)還可以看出,厭氧顆粒污泥內部微生物密集程度變得非常高.一方面,這表明它們的活性高,這與2.1節厭氧顆粒污泥表現出來的良好性能是一致的;另一方面,這種密集微生物結構有助于增加厭氧顆粒污泥內部氫傳質限制和消耗,營造具有極低氫分壓的微環境,以促進基于種間氫傳遞( HIT)丙酸降解.

2.2.2 厭氧顆粒污泥性能測試 從2.1節可知,在進水COD負荷為1~6g/(L×d)時,厭氧顆粒污泥均表現出良好的有機物降解性能,而且在一定程度上能有效改善高氫分壓下有機物厭氧消化過程中丙酸積累問題.為進一步考察厭氧顆粒污泥在培養馴化前后CO2生物甲烷化(此處以嗜氫性能計)和丙酸降解性能變化情況,在110d實驗結束時立即取出ASBR的厭氧顆粒污泥,進行搖瓶實驗測試,并與第0d時厭氧顆粒污泥搖瓶實驗測試結果進行對比,結果如圖4所示.

圖3 第0和110d時厭氧顆粒污泥特

(a, d): 外觀照片; (b, e): 表面SEM圖; (c, f): 剖面SEM圖; (g): 粒徑分布

從圖4可以看出,在高氫分壓ASBR中,厭氧顆粒污泥經過長期培養馴化,其CO2生物甲烷化和丙酸降解性能都得到明顯提高.H2和丙酸的最大消耗或降解速率可以根據初始4或8h內線性降解數據計算得出,即初始4或8h內單位時間消耗量.由此計算方法可知,第0d和第110d厭氧顆粒污泥的最大H2消耗速率分別約為5.5和11.5kPa/h,最大丙酸降解速率分別約為0.32和0.63mmol/(L×h).

2.2.3 厭氧顆粒污泥微生物群落分析 從圖5可知,經過為期110d的培養馴化后,厭氧顆粒污泥中的主要優勢細菌屬主要包括(20.0%),(16.1%), Unclassified_(13.2%)和(13.3%)等.屬細菌代謝途徑具有高度多樣性[20],一般具有水解酸化、產氫等能力[21-22],此處可能主要參與葡萄糖等有機物的降解過程.

從圖5還可以看出,是其中唯一確定的通過HIT途徑實現丙酸共生降解的細菌[23],而且其相對豐度比較高(13.3%),這說明在高氫分壓條件下,厭氧顆粒污泥可能主要通過營造極低氫分壓微環境,實現丙酸HIT途徑降解.是一類專性葡萄糖和其他糖類發酵細菌[24],此處可能與屬細菌類似,主要參與葡萄糖降解過程.科中已知菌屬主要參與氨基酸的降解[25].然而,在模擬廢水中未添加任何氨基酸,這些氨基酸可能來自于微生物細胞殘骸.這也在一定程度上說明了在厭氧顆粒污泥演變過程中微生物群落結構發生了很大變化.

圖5還給出了厭氧顆粒污泥中古菌的分布情況,其中優勢菌群主要包括(63.8%),(27.3%),(5.0%)和(1.6%).為典型的嗜乙酸型甲烷化古菌[26],其他3種則為嗜氫型甲烷化古菌[27].嗜氫型甲烷化古菌總相對豐度高達34%左右,在高氫分壓ASBR中厭氧顆粒污泥中嗜氫型甲烷化古菌可以隨時獲得足夠的H2/CO2用于自身生長,從而加速了其繁殖速度,得到富集,這與2.2.2小節搖瓶實驗測試得到的厭氧顆粒污泥最大H2消耗速率比初始時提高近1倍的結論是一致的.此外,嗜乙酸型甲烷化古菌也得到大量富集,這與其他文獻[28]中觀察到的結果是一致的.廣泛存在于厭氧顆粒污泥中,目前普遍觀點認為它只能利用乙酸生成CH4,然而其通過參與直接種間電子傳遞(DIET)途徑降解乙醇、丙酸等有機物的能力也逐步引起關注[28-30].在DIET途徑中,可以直接接收H+和e-將CO2轉化成CH4.在本實驗ASBR中,厭氧顆粒污泥表現出非常高效的乙酸降解性能,這主要是大量富集的作用的結果.然而是否參與DIET途徑降解丙酸等有機物則需要進一步實驗證實.

圖5 第110d時厭氧顆粒污泥中細菌和古菌群落分布情況

3 厭氧顆粒污泥用于原位生物法沼氣提純可行性和局限性分析

3.1 CO2生物甲烷化性能

厭氧顆粒污泥的CO2生物甲烷化性能等同于CO2嗜氫型甲烷化(4H2+CO2=CH4+2H2O)性能,它們同時與CO2嗜氫型甲烷化活性和生物量密切相關.此處用單位生物量最大H2消耗速率來表示CO2嗜氫型甲烷化活性.根據搖瓶實驗測試結果可知,厭氧顆粒污泥的單位生物量最大H2消耗速率約為1.0~2.0mmol H2/(gVSS?h).而文獻報道中絮狀厭氧污泥在相似實驗條件下的單位生物量最大H2消耗速率約為1.5~2.6mmol H2/(gVSS?h)[2].這說明厭氧顆粒污泥和絮狀厭氧污泥CO2嗜氫型甲烷化活性是相當的.而通常情況下,升流式厭氧污泥床(UASB)、顆粒污泥膨脹床(EGSB)等高效厭氧反應器中厭氧顆粒污泥生物量是普通厭氧消化池中絮狀污泥生物量的4~5倍左右[31].由此可見,厭氧顆粒污泥比絮狀污泥具有更高的CO2嗜氫型甲烷化性能,從而能實現更高效的CO2生物甲烷化和沼氣提純.

3.2 高氫分壓下有機物厭氧消化性能及丙酸積累情況

從高氫分壓ASBR連續實驗結果可知,厭氧顆粒污泥能保證反應器進水COD負荷在29d內從1快速提高至5g/(L×d)且不出現明顯丙酸積累現象.在保障高效丙酸降解和厭氧消化性能的前提下,厭氧顆粒污泥所能適應的最大進水COD負荷為6g/ (L×d)(第56d時).此外,從搖瓶實驗結果可知厭氧顆粒污泥的最大丙酸降解速率為0.32~0.63mmol/ (L×h).由此可知,厭氧顆粒污泥能在高氫分壓條件下實現丙酸快速降解,尤其經過培養馴化后,能有效降低丙酸積累,在高氫分壓條件下表現出良好厭氧消化性能.

然而,當進水COD負荷提高到6和7g/(L×d)時,高氫分壓ASBR中出現大量丙酸積累和SCOD急劇升高的現象,對有機物的厭氧消化性能產生嚴重不利影響,而且難通過短期馴化培養使得厭氧顆粒污泥適應這樣高的進水COD負荷.據此可以推斷,當基于厭氧顆粒污泥的原位生物法沼氣提純應用于高負荷有機廢水處理領域時,雖然厭氧顆粒污泥的層狀結構有助于營造具有極低氫分壓的微環境,在一定程度上能緩解高氫分壓下丙酸降解抑制和積累的問題,但是隨著進水COD負荷的不斷提高(大于5g/(L×d)時),系統將不可避免面臨大量丙酸積累的問題.

因此,在低負荷有機廢水厭氧處理領域,直接利用現有厭氧顆粒污泥系統來實現原位生物法沼氣提純是可行的,但是為了將原位生物法沼氣提純技術應用于更高負荷有機廢水,尤其是食品工業廢水厭氧處理領域,需要尋求更加有效技術手段緩解原位生物法沼氣提純系統中丙酸積累.

3.3 厭氧顆粒污泥形態及優勢菌群

高氫分壓、高進水COD負荷和高剪切力對厭氧顆粒污泥產生明顯影響.首先,雖然厭氧顆粒污泥整體粒徑明顯變小,而且出現一些新的厭氧顆粒污泥,但是厭氧顆粒污泥仍然能保持完好的形態,而且表面及內部富集有大量球狀和桿狀微生物,表現出良好的CO2生物甲烷化性能.其次,與良好性能相對應,厭氧顆粒污泥中富集有多種水解酸化細菌和嗜乙酸型、嗜氫型甲烷化古菌,逐步適應了高氫分壓厭氧反應器新環境.

4 結論

4.1 在高氫分壓ASBR實驗中,為保障高效丙酸降解和厭氧消化性能,厭氧顆粒污泥所能適應的最大進水COD負荷為6g/(L×d).

4.2 經過110d培養馴化,厭氧顆粒污泥的最大H2消耗速率和最大丙酸降解速率分別從初始的5.5kPa/h和0.32mmol/(L×h)提高至11.5kPa/h和0.63mmol/(L×h),表現出良好的CO2生物甲烷化和丙酸降解性能.

4.3 高氫分壓、高進水COD負荷和高剪切力促使厭氧顆粒污泥向小粒徑方向演變;經過培養馴化,厭氧顆粒污泥中主要富集有、、Unclassified_等細菌和、等古菌;在高氫分壓條件下,厭氧顆粒污泥可能主要通過營造極低氫分壓微環境強化HIT途徑,實現丙酸降解.

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Evolution of anaerobic granular sludge (AGS) under high H2partial pressure.

XU Heng1,2, XIA Yu1, WANG Jian-Bing1, HE Xu-Wen1, WANG Kai-Jun2*

(1.School of Chemical and Environmental Engineering, China University of Mining & Technology (Beijing), Beijing 100083, China；2.State Key Joint Laboratory of Environment Simulation and Pollution Control, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China)., 2019,39(11)：4638~4645

To investigate the feasibility of in-situ/biological biogas upgrading (IBBU) in anaerobic wastewater treatment (AnWT) using anaerobic granular sludge (AGS), the evolution of AGS under high H2partial pressure and shear force was monitored with increasing influent COD load in the anaerobic sequencing batch reactor (ASBR), in terms of reactor performance and characteristics of AGS. The results showed that smaller but intact AGS was formed and exhibited high-rate performance when the influent COD load was below 5g/(L×d). Propionate degradation via H2interspecies transfer (HIT) mechanism was possibly enhanced in AGS. However, when the influent COD load was further increased over 6g/(L×d), uncontrollable propionate accumulation was observed. Therefore, it’s necessary to find other techniques to reduce propionate accumulation under higher influent COD load in the future.

high H2partial pressure；biological methods；propionic acid accumulation；biogas upgrading；anaerobic granular sludge

X705

A

1000-6923(2019)11-4638-08

徐 恒(1988-),男,安徽安慶人,講師,博士,主要從事厭氧處理及沼氣提純技術研究.發表論文28篇.

2019-04-12

水體污染控制與治理科技重大專項(2017ZX07102004-001);中國礦業大學(北京)中央高校基本科研業務費(2019QH04)

* 責任作者, 教授, wkj@tsinghua.edu.cn