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pH对蛋白类餐厨垃圾发酵产酸的影响

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苑宏英, 李琦, 杨玉萍, 王靖霖, 刘润举. pH对蛋白类餐厨垃圾发酵产酸的影响[J]. 环境工程学报, 2018, 12(10): 2929-2934. doi: 10.12030/j.cjee.201804102
引用本文: 苑宏英, 李琦, 杨玉萍, 王靖霖, 刘润举. pH对蛋白类餐厨垃圾发酵产酸的影响[J]. 环境工程学报, 2018, 12(10): 2929-2934. doi: 10.12030/j.cjee.201804102
shu
YUAN Hongying, LI Qi, YANG Yuping, WANG Jinglin, LIU Runju. Effect of pH on VFAs production during anaerobic fermentation of protein food waste[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(10): 2929-2934. doi: 10.12030/j.cjee.201804102
Citation: YUAN Hongying, LI Qi, YANG Yuping, WANG Jinglin, LIU Runju. Effect of pH on VFAs production during anaerobic fermentation of protein food waste[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(10): 2929-2934. doi: 10.12030/j.cjee.201804102
shu

pH对蛋白类餐厨垃圾发酵产酸的影响

  • 1.

    天津城建大学环境与市政工程学院，天津 300384

  • 2.

    天津市水质科学与技术重点实验室，天津 300384

  • 基金项目:

    天津城建大学大学生创新创业项目（201810792008）

    天津市水质科学与技术重点实验室开放研究基金资助项目（TJKLAST-2011-11）

Effect of pH on VFAs production during anaerobic fermentation of protein food waste

  • 1.

    School of Environmental and Municipal Engineering, Tianjin Chengjian University, Tianjin 300384, China

  • 2.

    Tianjin Key Laboratory of Water Quality Science and Technology, Tianjin 300384, China

  • Fund Project:

摘要

  • 摘要: 为了将蛋白类餐厨垃圾厌氧发酵产挥发性脂肪酸（VFAs）用作强化生物除磷过程中的碳源，实现其资源化利用，考察了在35 ℃条件下，pH的改变对其产酸的影响。结果表明：将起始pH调节为碱性，VFAs的产量显著高于酸性，且随着发酵时间的增加，VFAs的产量也逐渐增加，在pH=10，第8天时达到最高值36 193 mg?L-1，此时是初始值的28倍。其中，乙酸占50.3%，其次为丙酸30.9%。同时发现，pH调节为碱性也有利于溶解性COD（SCOD）、溶解性蛋白质（SPN）和溶解性碳水化合物（SPS）的溶出；在pH=10，第3天时SCOD和SPN分别达到最大值135 680 mg?L-1和44 188 mg?L-1，此时是对照组的17倍和8倍。只有在强碱性条件下，SPN产量才明显提高。酸碱调节对SPS的溶出影响并不是太大，其在较短时间1 d内达到最大，然后减少并逐渐趋于稳定。通过分析可知，起始pH调节为强碱性有利于蛋白类餐厨垃圾的发酵产酸及有机质溶出的过程。
    Abstract: In order to use anaerobic fermentation of protein kitchen waste to produce volatile fatty acids (VFAs), it is used as a carbon source in the process of strengthening biological phosphorus removal, and its resource utilization is realized. The effect of pH change on acid production at 35 °C was investigated. The results showed that when the initial pH was adjusted to alkaline, the yield of VFAs was significantly higher than that of acidity, and it gradually increased with the increase of fermentation days. When the pH is controlled at 10, the maximum VFAs of 36 193 mg?L-1 are achieved on the 8th day, which is 28 times of the initial value. Among them, acetic acid accounts for 50.3%, followed by 30.9% of propionic acid. At the same time, it has been found that it is beneficial to the release of soluble COD (SCOD), soluble protein (SPN) and soluble carbohydrate (SPS) under alkaline conditions. At pH 10, the maximum SCOD and SPN of 135 680 mg?L-1 and 44 188 mg?L-1 was obtained on the 3rd day, which was 17 times and 8 times of the blank control, respectively. Under strong alkaline conditions, SPN production increased significantly. There is no significant effect of acid-base adjustment on the released amounts of SPS, it reaches a maximum in a short period (1 day),then decreases and gradually stabilizes. All in all, it is beneficial to anaerobic acidogenesis of protein food waste and more organic substrates are obtained when the adjustment of the initial pH to strong basicity.
  • 随着人们生活水平的提高，餐厨垃圾的产量逐年增加。根据调查，2016年，在我国大城市，平均的餐厨垃圾的排放量在3 000 t以上，占城市生活垃圾总数量的55%左右[1]。餐厨垃圾含水率高，有机质丰富，主要成分包括蛋白质、脂肪和碳水化合物3大类，其中，蛋白类餐厨垃圾在餐厨垃圾中占比较高，可消化率高。有研究[2]表明，粗蛋白消化率最高为89.63%，并且蛋白类餐厨垃圾的产酸效果较好。张振宇[3]研究表明，蛋白质和多糖的产酸效果最好。但是餐厨垃圾容易腐败变质，如果处理不当会造成二次污染，给城市垃圾处理带来很大负担。有研究[4]利用厌氧发酵对餐厨垃圾进行无害化处理和资源化利用，已被证明是绿色有效的处理手段。厌氧发酵过程中产生的VFAs，可用作强化生物除磷过程中的碳源，生产可生物降解塑料，进一步分解为沼气、氢气等能源以及用于发电等[5-7]。
    厌氧发酵产酸过程受多种因素影响，如温度、pH等。LIM等[8]研究显示，控制温度为35 ℃条件下对食品废物进行水解酸化，发酵液中总VFAs和SCOD的浓度最大。课题组前期研究结果[9]表明，控制pH为8.0~10.0的剩余污泥厌氧发酵体系比控制pH为5.0~7.0产出的VFAs值大。ZHANG等[10]考察了在中温和高温条件下，不同pH（4.0~11.0）对剩余污泥水解酸化的影响，结果表明，在碱性条件下（pH=8.0~10.0）水解效果比酸性条件下好，不论是中温还是高温厌氧发酵，碱性和酸性下的水解效果都比不控制pH时好。这些研究均揭示pH是影响发酵产物组成的一个重要环境因素。
    本研究采用酸碱调节，通过控制反应过程中起始pH来考察其对蛋白类餐厨垃圾厌氧发酵产酸情况的影响。旨在筛选出最优酸碱环境，强化蛋白类餐厨垃圾的发酵产酸过程，实现固体废弃物的资源化利用。

    1 材料与方法

    1.1 蛋白类餐厨垃圾初始特性

    实验中所用蛋白类餐厨垃圾初始性质如表1所示。
    Table icon
    表1 蛋白类餐厨垃圾初始特性
    Table 1 Initial characteristics of protein food waste
    表1 蛋白类餐厨垃圾初始特性
    Table 1 Initial characteristics of protein food waste
    统计值
    pH
    含水率/%
    TS/%
    VS/%
    TCOD/
    （mg·L−1）
    SCOD/
    （mg·L−1）
    TPN/
    （mg·L−1）
    SPN/
    （mg·L−1）
    TPS/
    （mg·L−1）
    SPS/
    （mg·L−1）
    数值
    5.3
    89.10
    10.04
    0.95
    161 760
    18 728
    69 200
    2 459
    26 706
    944
    标准偏差
    ±0.16
    ±0.78
    ±0.69
    ±0.11
    ±5 739
    ±874
    ±2 561
    ±230
    ±469
    ±41
    注： TS—总固体浓度；VS—挥发性总固体浓度；TCOD—总化学需氧量；SCOD—溶解性化学需氧量； TPN—总蛋白质；SPN—溶解性蛋白质；TPS—总碳水化合物；SPS—溶解性碳水化合物。

    1.2 实验过程

    将蛋白类厨余垃圾放入500 mL锥形瓶中，加入300 mL超纯水进行溶解稀释，分别调节初始pH为4、6、7、8、10，各为1组，另做未调节pH组，做对照，放入振荡器，在150 r·min−1，35 ℃条件下反应8 d，每隔24 h调节1次相应pH，并于1、3、5、7、8 d分别取10 mL发酵液，在11 000 r·min−1下进行离心，采用0.45 μm滤膜抽滤得上清液，分别测定其中的VFAs、SCOD、SPN、SPS。

    1.3 分析方法

    pH用PHS-3C型pH计测定，含水率用SFY-20A型卤素快速水分测定仪分析，TS、VS采用重量法测定，TPN用凯氏定氮法测定，SPN的测定采用Folin-酚法[11] 测定，TPS、SPS采用蒽酮法[12] 测定， TCOD、SCOD用重铬酸钾法[13]测定，VFAs的测定使用Perkin Elmer公司的Clarus500气相色谱仪进行，载气为氮气，采用氢火焰离子化检测器（FID），进样口和检测器温度分别为200 ℃和220 ℃，柱温采用程序升温方式在45 ℃下运行1 min，然后按照10 ℃·min−1的速率升温到160 ℃，保持此温度运行3 min，再以30 ℃·min−1的速率升到230 ℃，保持运行5 min， 色谱柱采用毛细管色谱柱（Welchrom,60 m×0.25 mm×1.4 μm），液体进样量为1 μL。

    2 结果与讨论

    2.1 酸碱调节对SCOD含量的影响

    图1为不同起始pH条件下，SCOD随发酵时间的变化曲线。在8 d的厌氧发酵时间内，将蛋白类餐厨垃圾pH调为碱性的SCOD含量显著高于pH为酸性的，且SCOD含量的大小顺序为pH 10>pH 8>pH 7>pH 6>pH 4。pH=10在反应第3天时达到整个反应过程中的最大值135 680 mg•L−1，随后有所下降。除了pH调为4，其他情况都是pH调节组比对照组更加有利于增高SCOD值。关于对照组，在第8天的SCOD含量为28 160 mg•L−1，此时，pH=10的SCOD值是它的3.7倍。分析其中原因，可能是在比较高的pH条件下，底物中的细胞在一定程度上失活，无法维持自身渗透压的平衡，环境中的碱性物质就进入细胞内，从而使细胞膜溶解，胞内物质被释放出来[14]。而且在碱性条件下，还能促进大分子有机物的水解，转化为可溶性的小分子有机物，比如细胞中的脂肪在碱性条件下就很容易水解[15]。在前7 d的厌氧发酵过程中，对照组的SCOD变化量与pH=4的实验组比较接近，原因可能是蛋白类餐厨垃圾的初始pH与pH=4比较接近。
    Cjee 201804102 t1
    图1 不同起始pH下SCOD含量随时间的变化
    Fig. 1 Changes of SCOD content with time at different initial pH
    图1 不同起始pH下SCOD含量随时间的变化
    Fig. 1 Changes of SCOD content with time at different initial pH
    Cjee 201804102 t1

    2.2 酸碱调节对SPS、SPN含量的影响

    发酵体系中SPS的变化曲线如图2所示。酸碱调节对SPS含量并没有太大影响，各实验组SPS含量均迅速下降，随着反应的继续进行，其含量波动范围不大，逐渐趋于平稳。在整个反应过程中，pH=10的实验组SPS含量高于其他实验组。反应进行8 d时，pH为4、6、7、8、10和对照组，各实验组所对应的含量分别为672.42、139.09、326.67、672.12、726.67、405.76 mg•L−1，pH=10的实验组较对照组提高了79.1%。有研究[16]表明，在蛋白类餐厨垃圾厌氧发酵过程中，碳水化合物以淀粉、纤维素等多糖形式存在，首先被水解为小分子溶解性的葡萄糖，然后进一步转化为丙酮酸，在多种生物酶的作用下，丙酮酸被转化为乙酸和丁酸。因此，在1~3 d内，体系内SPS含量的迅速下降可能是被微生物进一步转化为其他小分子物质导致的。
    Cjee 201804102 t2
    图2 不同起始pH下SPS含量随时间的变化
    Fig. 2 Changes of SPS content with time at different initial pH
    图2 不同起始pH下SPS含量随时间的变化
    Fig. 2 Changes of SPS content with time at different initial pH
    Cjee 201804102 t2
    体系中SPN的含量随发酵时间的变化曲线如图3所示。只有在强碱性条件下，SPN含量才较高。pH=10的SPN变化幅度很大，且含量远远高于其他实验组，在第3天时达到最大值44 188.57 mg•L−1，说明调节pH为10更利于水解的进行。SPN的浓度随着发酵的进行呈现先增加后减少的现象，原因可能是在反应前期，在胞外酶催化作用下，颗粒性蛋白质转化为SPN，溶解控制阶段起主导作用[17]，因此，体系中SPN含量有所上升，但随着发酵的进行，SPN首先被水解为氨基酸，然后发生氨化作用，释放出氨氮，进一步转化为VFAs和CO2等[18]，所以又逐渐下降。在pH为10条件下，优势产酸菌群为消化链球菌属，主要通过Stickland反应累计VFAs。但是从图3可以看出，各实验组SPN含量在第8天较初始值并没有像SPS那样大幅度减少，pH=10时，甚至提高了31.6%。这是由于底物为蛋白类餐厨垃圾，含有丰富的蛋白类物质，能够不断转化为SPN以继续代谢产酸，所以在发酵结束后，产酸量大增，而发酵液内SPN含量较初始值并没有太大波动，甚至有所增加。从SPS和SPN的变化曲线中可以看出，在反应前3 d，SPS一直下降，而SPN却有所上升，产酸量增加，可见有机酸是由SPS转化而来的[19]。在之后的反应过程中，SPS含量基本保持不变，而有机酸的量仍然在持续增加，说明此时有机酸是由SPN转化而来的。蛋白质的结构比较复杂，三维折叠结构，不容易被蛋白酶水解。而碳水化合物除了纤维素、半纤维素和木质素外，其他的都容易被酶水解[20]。在发酵过程中，SPS作为主要底物，先于蛋白质迅速被微生物降解，这和WANG等[17]研究结果相符合。
    Cjee 201804102 t3
    图3 不同起始pH下SPN含量随时间的变化
    Fig. 3 Changes of SPN content with time at different initial pH
    图3 不同起始pH下SPN含量随时间的变化
    Fig. 3 Changes of SPN content with time at different initial pH
    Cjee 201804102 t3

    2.3 酸碱调节对VFAs含量及组成的影响

    厌氧发酵过程中不同起始pH条件下VFAs含量随发酵时间的变化曲线如图4所示。碱性条件下VFAs产量明显高于酸性条件下的VFAs产量，也高于对照组。将pH调节为10时，VFAs的产量显著高于pH为8的实验组，在第8天时，pH=10的VFAs产量达到最大值36 193 mg•L−1，确定pH=10是本实验条件下的最佳酸碱环境。与水解和发酵相关的微生物对pH适应性很强，可以在pH为3~10范围内都能顺利进行反应[21]。虽然YU等[22]研究表明，在pH调为10时，微生物活性并不是最高，不是VFAs含量大量增加的主要因素。但在较高pH下，可以抑制产甲烷菌的活性，从而有利于VFAs的积累，而且在碱性环境中还可以促进酸化反应的正向进行，解除产物抑制作用[3]。在反应前7 d，各实验组（除pH=4）VFAs含量随着发酵的进行而明显增加，反应到第8天时，可能由于产甲烷菌将VFAs消耗，pH=6和对照组的VFAs含量迅速下降，pH=8的稍微降低。产甲烷菌的最佳pH在7.0左右[23]，对于pH=7的实验组，产甲烷菌活性明显很高，但是VFAs含量不降反而继续增加，第8天时达到最大值32 125.19 mg•L−1，仅次于pH=10的。这可能由于在此过程中微生物活性很高，VFAs生成量要高于消耗量，所以在7~8 d时VFAs含量继续上升。除对照组外，各实验组VFAs含量分布与SCOD含量分布一致。
    Cjee 201804102 t4
    图4 不同起始pH下VFAs含量随时间的变化
    Fig. 4 Changes of VFAs content with time at different initial pH
    图4 不同起始pH下VFAs含量随时间的变化
    Fig. 4 Changes of VFAs content with time at different initial pH
    Cjee 201804102 t4
    在厌氧产酸系统中，不同的微生物适应于不同的环境条件。在特定的外界条件下，比较适合特定微生物的生长，从而形成优势菌群，将底物代谢形成特定的末端产物。厌氧产酸发酵类型主要包括乙醇型发酵、丁酸型发酵、丙酸型发酵和混合酸发酵。第8天时，各实验组产酸情况如表2所示，可以看出，pH可以在很大程度上影响发酵液中末端产物组成。只有在pH=6时，丙酸为40.3%，略高于乙酸38.4%，其余条件下，乙酸均为主要产物，在pH=10时，优势产酸菌为消化链球菌属，当pH降为7和5时，优势产酸菌演变为梭菌属，这2种菌属均以乙酸为主要末端代谢产物，其次是丙酸，认为是混合酸发酵。可以将发酵液用于废水处理脱氮除磷过程中，以补充碳源的不足，对酸的利用优先顺序为乙酸>丁酸>戊酸>丙酸[24]。
    Table icon
    表2 不同起始pH下VFAs的组成
    Table 2 VFAs composition at different initial pH
    表2 不同起始pH下VFAs的组成
    Table 2 VFAs composition at different initial pH
    pH
    乙酸/%
    丙酸/%
    异丁酸/%
    丁酸/%
    异戊酸/%
    正戊酸/%
    正庚酸/%
    未调节
    47.7
    31.7
    11.2
    5.7
    2.5
    0.9
    0.2
    4
    38.4
    40.3
    4.3
    8.0
    6.1
    2.5
    0.5
    6
    42.6
    33.8
    6.0
    4.8
    11.2
    0.9
    0.6
    7
    56.6
    28.5
    6.3
    4.7
    2.1
    1.1
    0.6
    8
    47.7
    33.9
    8.2
    6.0
    2.0
    1.2
    1.0
    10
    50.3
    30.9
    9.4
    5.5
    1.8
    1.2
    1.0
    在pH=10时，VFAs的组成随时间的变化如图5所示。随着发酵的进行，乙酸先减少后稳定，丙酸先增加后稳定。反应第1天，只有乙酸出现，后来稳定于48.6%~55.9%，丙酸在反应前5 d不断增加，之后稳定于30.6%~37.5%，反应第2天，出现丁酸，为16.6%，然后稳定于5.3%~6.5%。乙酸最多，其次是丙酸，然后是丁酸，其他酸含量占比很小，属于混合酸发酵。
    Cjee 201804102 t5
    图5 起始pH=10时VFAs组成
    Fig. 5 VFAs composition at initial pH=10
    图5 起始pH=10时VFAs组成
    Fig. 5 VFAs composition at initial pH=10
    Cjee 201804102 t5

    3 结论

    1）对蛋白类餐厨垃圾进行pH调节，碱性条件下有机质溶出量可以大幅提高。调节pH为8、10的SCOD含量显著高于pH为4、6、7的SCOD含量。在pH=10，第3天时，SCOD和SPN的含量分别达到最大值135 680 mg•L−1和44 188 mg•L−1，此时是对照组的17倍和8倍。SPS含量在pH=10时也高于其他实验组。
    2）在厌氧发酵过程中，SPS先于SPN迅速被微生物降解，各实验组SPS含量在1~3 d内迅速下降，随后逐渐趋于平稳，SPN随着发酵的进行呈现先增加后减少的现象。由于底物为蛋白类餐厨垃圾，SPN的最终含量较初始值并没有太大波动，甚至有所增加。
    3）pH对发酵液中VFAs含量影响显著，VFAs产量在碱性条件下明显高于酸性条件下。反应到第8天时，pH=10的VFAs产量达到最大值36 193 mg•L−1，此时是初始值的28倍。而且其中可用于废水脱氮除磷的乙酸、丙酸加和占到81.2%，确定pH=10是本实验条件下的最佳酸碱环境。
  • [1] 陈博. 我国餐厨垃圾处理行业现状分析[J]. 科技风,2017(17):264
    [2] 梁政，杨勇华，樊洪，等. 厨余垃圾处理技术及综合利用研究[J]. 中国资源综合利用,2004(8):36-38
    [3] 张振宇. 市政污泥联合不同有机质厌氧发酵产酸的试验研究[D]. 重庆:重庆大学,2016
    [4] 郭香麟，左剑恶，史绪川，等. 餐厨垃圾与秸秆混合中温和高温厌氧消化对比[J]. 环境科学,2017,38(7):3070-3077 10.13227/j.hjkx.201612267
    [5] FONTANILLE P, KUMAR V, CHRISTOPHE G, et al.Bioconversion of volatile fatty acids into lipids by the oleaginous yeast Yarrowia lipolytica[J].Bioresource Technology,2012,114(3):443-449 10.1016/j.biortech.2012.02.091
    [6] CHEN Y G, LUO J Y, YAN Y Y, et al.Enhanced production of short-chain fatty acid by co-fermentation of waste activated sludge and kitchen waste under alkaline conditions and its application to microbial fuel cells[J].Applied Energy,2013,102(2):1197-1204 10.1016/j.apenergy.2012.06.056
    [7] LI X, CHEN H, HU L F, et al.Pilot-scale waste activated sludge alkaline fermentation, fermentation liquid separation, and application of fermentation liquid to improve biological nutrient removal[J].Environmental Science & Technology,2011,45(5):1834-1839 10.1021/es1031882
    [8] LIM S J, KIM B J, JEONG C M, et al.Anaerobic organic acid production of food waste in once-a-day feeding and drawing-off bioreactor[J].Bioresource Technology,2008,99(16):7866-7874 10.1016/j.biortech.2007.06.028
    [9] 苑宏英，张华星，陈银广，等.pH对剩余污泥厌氧发酵产生的COD、磷及氨氮的影响[J]. 环境科学,2006,27(7):1358-1361
    [10] ZHANG P, CHEN Y G, ZHOU Q.Waste activated sludge hydrolysis and short-chain fatty acids accumulation under mesophilic and thermophilic conditions: Effect of pH[J].Water Research,2009,43(15):3735-3742 10.1016/j.watres.2009.05.036
    [11] LI X, CHEN Y G, 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(5):148-157 10.1016/j.watres.2014.11.049
    [12] JENKINS D, RICHARD M G, DAIGGER G T.Manual on the Causes and Control of Activated Sludge Bulking and Foaming[M]. 2nd ed.Florida,USA：Boca Raton, Lewis Publishers,1993:26
    [13] 张波，史红钻，张丽丽，等.pH对厨余废物两相厌氧消化中水解和酸化过程的影响[J]. 环境科学学报,2005,25(5):665-669
    [14] 蔡丽梅，孙力平，苑宏英，等. 不同pH控制策略下剩余污泥中NH4+-N、PO43--P、COD溶出研究[J]. 环境工程学报,2010,4(10):2373-2377
    [15] 崔静，董岸杰，张卫江，等. 热碱水解提取污泥蛋白质的实验研究[J]. 环境工程学报,2009,3(10):1889-1892
    [16] CHEN Y G, JIANG S, YUAN H Y, et al.Hydrolysis and acidification of waste activated sludge at different pHs[J].Water Research,2007,41(3):683-689 10.1016/j.watres.2006.07.030
    [17] WANG K, YIN J, SHEN D S, et al.Anaerobic digestion of food waste for volatile fatty acids (VFAs) production with different types of inoculum: Effect of pH[J].Bioresource Technology,2014,161(6):395-401 10.1016/j.biortech.2014.03.088
    [18] 周涛，李阳，宋楠，等. 电刺激对餐厨垃圾-污泥共厌氧发酵产挥发性脂肪酸的影响[J]. 环境工程学报,2016,10(12):7195-7201 10.12030/j.cjee.201508031
    [19] 赵明星，严群，阮文权，等. 碱处理对厨余垃圾厌氧发酵产氢的强化研究[J]. 安全与环境学报,2009,9(5):88-91
    [20] 余晓琴. 餐厨垃圾厌氧发酵产酸优化及蛋白质组分的产酸特性研究[D]. 杭州:浙江工商大学,2017
    [21] 张希衡,工宝泉，刘新荣，等. 废水厌氧生物处理工程[M]. 北京:中国环境科学出版社. 1996.100-101
    [22] YU G H, HE P J, SHAO L M, et al.Toward understanding the mechanism of improving the production of volatile fatty acids from activated sludge at pH 10.0[J].Water Research,2008,42(18):4637-4644 10.1016/j.watres.2008.08.018
    [23] 陈祥. 餐厨垃圾两相厌氧发酵氨氮特性与控制方法研究[D]. 杭州:浙江大学,2014
    [24] ELEFSINIOTIS P, WAREHAM D G.Utilization patterns of volatile fatty acids in the denitrification reaction[J].Enzyme & Microbial Technology,2007,41(2):92-97 10.1016/j.enzmictec.2006.12.006
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出版历程
  • 刊出日期:  2018-10-11
苑宏英, 李琦, 杨玉萍, 王靖霖, 刘润举. pH对蛋白类餐厨垃圾发酵产酸的影响[J]. 环境工程学报, 2018, 12(10): 2929-2934. doi: 10.12030/j.cjee.201804102
引用本文: 苑宏英, 李琦, 杨玉萍, 王靖霖, 刘润举. pH对蛋白类餐厨垃圾发酵产酸的影响[J]. 环境工程学报, 2018, 12(10): 2929-2934. doi: 10.12030/j.cjee.201804102
shu
YUAN Hongying, LI Qi, YANG Yuping, WANG Jinglin, LIU Runju. Effect of pH on VFAs production during anaerobic fermentation of protein food waste[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(10): 2929-2934. doi: 10.12030/j.cjee.201804102
Citation: YUAN Hongying, LI Qi, YANG Yuping, WANG Jinglin, LIU Runju. Effect of pH on VFAs production during anaerobic fermentation of protein food waste[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(10): 2929-2934. doi: 10.12030/j.cjee.201804102
shu

pH对蛋白类餐厨垃圾发酵产酸的影响

  • 1. 天津城建大学环境与市政工程学院，天津 300384
  • 2. 天津市水质科学与技术重点实验室，天津 300384
基金项目:

天津城建大学大学生创新创业项目（201810792008）

天津市水质科学与技术重点实验室开放研究基金资助项目（TJKLAST-2011-11）

摘要: 为了将蛋白类餐厨垃圾厌氧发酵产挥发性脂肪酸（VFAs）用作强化生物除磷过程中的碳源，实现其资源化利用，考察了在35 ℃条件下，pH的改变对其产酸的影响。结果表明：将起始pH调节为碱性，VFAs的产量显著高于酸性，且随着发酵时间的增加，VFAs的产量也逐渐增加，在pH=10，第8天时达到最高值36 193 mg?L-1，此时是初始值的28倍。其中，乙酸占50.3%，其次为丙酸30.9%。同时发现，pH调节为碱性也有利于溶解性COD（SCOD）、溶解性蛋白质（SPN）和溶解性碳水化合物（SPS）的溶出；在pH=10，第3天时SCOD和SPN分别达到最大值135 680 mg?L-1和44 188 mg?L-1，此时是对照组的17倍和8倍。只有在强碱性条件下，SPN产量才明显提高。酸碱调节对SPS的溶出影响并不是太大，其在较短时间1 d内达到最大，然后减少并逐渐趋于稳定。通过分析可知，起始pH调节为强碱性有利于蛋白类餐厨垃圾的发酵产酸及有机质溶出的过程。

English Abstract

    全文HTML

    随着人们生活水平的提高，餐厨垃圾的产量逐年增加。根据调查，2016年，在我国大城市，平均的餐厨垃圾的排放量在3 000 t以上，占城市生活垃圾总数量的55%左右[1]。餐厨垃圾含水率高，有机质丰富，主要成分包括蛋白质、脂肪和碳水化合物3大类，其中，蛋白类餐厨垃圾在餐厨垃圾中占比较高，可消化率高。有研究[2]表明，粗蛋白消化率最高为89.63%，并且蛋白类餐厨垃圾的产酸效果较好。张振宇[3]研究表明，蛋白质和多糖的产酸效果最好。但是餐厨垃圾容易腐败变质，如果处理不当会造成二次污染，给城市垃圾处理带来很大负担。有研究[4]利用厌氧发酵对餐厨垃圾进行无害化处理和资源化利用，已被证明是绿色有效的处理手段。厌氧发酵过程中产生的VFAs，可用作强化生物除磷过程中的碳源，生产可生物降解塑料，进一步分解为沼气、氢气等能源以及用于发电等[5-7]。
    厌氧发酵产酸过程受多种因素影响，如温度、pH等。LIM等[8]研究显示，控制温度为35 ℃条件下对食品废物进行水解酸化，发酵液中总VFAs和SCOD的浓度最大。课题组前期研究结果[9]表明，控制pH为8.0~10.0的剩余污泥厌氧发酵体系比控制pH为5.0~7.0产出的VFAs值大。ZHANG等[10]考察了在中温和高温条件下，不同pH（4.0~11.0）对剩余污泥水解酸化的影响，结果表明，在碱性条件下（pH=8.0~10.0）水解效果比酸性条件下好，不论是中温还是高温厌氧发酵，碱性和酸性下的水解效果都比不控制pH时好。这些研究均揭示pH是影响发酵产物组成的一个重要环境因素。
    本研究采用酸碱调节，通过控制反应过程中起始pH来考察其对蛋白类餐厨垃圾厌氧发酵产酸情况的影响。旨在筛选出最优酸碱环境，强化蛋白类餐厨垃圾的发酵产酸过程，实现固体废弃物的资源化利用。

    1 材料与方法

    1.1 蛋白类餐厨垃圾初始特性

    实验中所用蛋白类餐厨垃圾初始性质如表1所示。
    Table icon
    表1 蛋白类餐厨垃圾初始特性
    Table 1 Initial characteristics of protein food waste
    表1 蛋白类餐厨垃圾初始特性
    Table 1 Initial characteristics of protein food waste
    统计值
    pH
    含水率/%
    TS/%
    VS/%
    TCOD/
    （mg·L−1）
    SCOD/
    （mg·L−1）
    TPN/
    （mg·L−1）
    SPN/
    （mg·L−1）
    TPS/
    （mg·L−1）
    SPS/
    （mg·L−1）
    数值
    5.3
    89.10
    10.04
    0.95
    161 760
    18 728
    69 200
    2 459
    26 706
    944
    标准偏差
    ±0.16
    ±0.78
    ±0.69
    ±0.11
    ±5 739
    ±874
    ±2 561
    ±230
    ±469
    ±41
    注： TS—总固体浓度；VS—挥发性总固体浓度；TCOD—总化学需氧量；SCOD—溶解性化学需氧量； TPN—总蛋白质；SPN—溶解性蛋白质；TPS—总碳水化合物；SPS—溶解性碳水化合物。

    1.2 实验过程

    将蛋白类厨余垃圾放入500 mL锥形瓶中，加入300 mL超纯水进行溶解稀释，分别调节初始pH为4、6、7、8、10，各为1组，另做未调节pH组，做对照，放入振荡器，在150 r·min−1，35 ℃条件下反应8 d，每隔24 h调节1次相应pH，并于1、3、5、7、8 d分别取10 mL发酵液，在11 000 r·min−1下进行离心，采用0.45 μm滤膜抽滤得上清液，分别测定其中的VFAs、SCOD、SPN、SPS。

    1.3 分析方法

    pH用PHS-3C型pH计测定，含水率用SFY-20A型卤素快速水分测定仪分析，TS、VS采用重量法测定，TPN用凯氏定氮法测定，SPN的测定采用Folin-酚法[11] 测定，TPS、SPS采用蒽酮法[12] 测定， TCOD、SCOD用重铬酸钾法[13]测定，VFAs的测定使用Perkin Elmer公司的Clarus500气相色谱仪进行，载气为氮气，采用氢火焰离子化检测器（FID），进样口和检测器温度分别为200 ℃和220 ℃，柱温采用程序升温方式在45 ℃下运行1 min，然后按照10 ℃·min−1的速率升温到160 ℃，保持此温度运行3 min，再以30 ℃·min−1的速率升到230 ℃，保持运行5 min， 色谱柱采用毛细管色谱柱（Welchrom,60 m×0.25 mm×1.4 μm），液体进样量为1 μL。

    2 结果与讨论

    2.1 酸碱调节对SCOD含量的影响

    图1为不同起始pH条件下，SCOD随发酵时间的变化曲线。在8 d的厌氧发酵时间内，将蛋白类餐厨垃圾pH调为碱性的SCOD含量显著高于pH为酸性的，且SCOD含量的大小顺序为pH 10>pH 8>pH 7>pH 6>pH 4。pH=10在反应第3天时达到整个反应过程中的最大值135 680 mg•L−1，随后有所下降。除了pH调为4，其他情况都是pH调节组比对照组更加有利于增高SCOD值。关于对照组，在第8天的SCOD含量为28 160 mg•L−1，此时，pH=10的SCOD值是它的3.7倍。分析其中原因，可能是在比较高的pH条件下，底物中的细胞在一定程度上失活，无法维持自身渗透压的平衡，环境中的碱性物质就进入细胞内，从而使细胞膜溶解，胞内物质被释放出来[14]。而且在碱性条件下，还能促进大分子有机物的水解，转化为可溶性的小分子有机物，比如细胞中的脂肪在碱性条件下就很容易水解[15]。在前7 d的厌氧发酵过程中，对照组的SCOD变化量与pH=4的实验组比较接近，原因可能是蛋白类餐厨垃圾的初始pH与pH=4比较接近。
    Cjee 201804102 t1
    图1 不同起始pH下SCOD含量随时间的变化
    Fig. 1 Changes of SCOD content with time at different initial pH
    图1 不同起始pH下SCOD含量随时间的变化
    Fig. 1 Changes of SCOD content with time at different initial pH
    Cjee 201804102 t1

    2.2 酸碱调节对SPS、SPN含量的影响

    发酵体系中SPS的变化曲线如图2所示。酸碱调节对SPS含量并没有太大影响，各实验组SPS含量均迅速下降，随着反应的继续进行，其含量波动范围不大，逐渐趋于平稳。在整个反应过程中，pH=10的实验组SPS含量高于其他实验组。反应进行8 d时，pH为4、6、7、8、10和对照组，各实验组所对应的含量分别为672.42、139.09、326.67、672.12、726.67、405.76 mg•L−1，pH=10的实验组较对照组提高了79.1%。有研究[16]表明，在蛋白类餐厨垃圾厌氧发酵过程中，碳水化合物以淀粉、纤维素等多糖形式存在，首先被水解为小分子溶解性的葡萄糖，然后进一步转化为丙酮酸，在多种生物酶的作用下，丙酮酸被转化为乙酸和丁酸。因此，在1~3 d内，体系内SPS含量的迅速下降可能是被微生物进一步转化为其他小分子物质导致的。
    Cjee 201804102 t2
    图2 不同起始pH下SPS含量随时间的变化
    Fig. 2 Changes of SPS content with time at different initial pH
    图2 不同起始pH下SPS含量随时间的变化
    Fig. 2 Changes of SPS content with time at different initial pH
    Cjee 201804102 t2
    体系中SPN的含量随发酵时间的变化曲线如图3所示。只有在强碱性条件下，SPN含量才较高。pH=10的SPN变化幅度很大，且含量远远高于其他实验组，在第3天时达到最大值44 188.57 mg•L−1，说明调节pH为10更利于水解的进行。SPN的浓度随着发酵的进行呈现先增加后减少的现象，原因可能是在反应前期，在胞外酶催化作用下，颗粒性蛋白质转化为SPN，溶解控制阶段起主导作用[17]，因此，体系中SPN含量有所上升，但随着发酵的进行，SPN首先被水解为氨基酸，然后发生氨化作用，释放出氨氮，进一步转化为VFAs和CO2等[18]，所以又逐渐下降。在pH为10条件下，优势产酸菌群为消化链球菌属，主要通过Stickland反应累计VFAs。但是从图3可以看出，各实验组SPN含量在第8天较初始值并没有像SPS那样大幅度减少，pH=10时，甚至提高了31.6%。这是由于底物为蛋白类餐厨垃圾，含有丰富的蛋白类物质，能够不断转化为SPN以继续代谢产酸，所以在发酵结束后，产酸量大增，而发酵液内SPN含量较初始值并没有太大波动，甚至有所增加。从SPS和SPN的变化曲线中可以看出，在反应前3 d，SPS一直下降，而SPN却有所上升，产酸量增加，可见有机酸是由SPS转化而来的[19]。在之后的反应过程中，SPS含量基本保持不变，而有机酸的量仍然在持续增加，说明此时有机酸是由SPN转化而来的。蛋白质的结构比较复杂，三维折叠结构，不容易被蛋白酶水解。而碳水化合物除了纤维素、半纤维素和木质素外，其他的都容易被酶水解[20]。在发酵过程中，SPS作为主要底物，先于蛋白质迅速被微生物降解，这和WANG等[17]研究结果相符合。
    Cjee 201804102 t3
    图3 不同起始pH下SPN含量随时间的变化
    Fig. 3 Changes of SPN content with time at different initial pH
    图3 不同起始pH下SPN含量随时间的变化
    Fig. 3 Changes of SPN content with time at different initial pH
    Cjee 201804102 t3

    2.3 酸碱调节对VFAs含量及组成的影响

    厌氧发酵过程中不同起始pH条件下VFAs含量随发酵时间的变化曲线如图4所示。碱性条件下VFAs产量明显高于酸性条件下的VFAs产量，也高于对照组。将pH调节为10时，VFAs的产量显著高于pH为8的实验组，在第8天时，pH=10的VFAs产量达到最大值36 193 mg•L−1，确定pH=10是本实验条件下的最佳酸碱环境。与水解和发酵相关的微生物对pH适应性很强，可以在pH为3~10范围内都能顺利进行反应[21]。虽然YU等[22]研究表明，在pH调为10时，微生物活性并不是最高，不是VFAs含量大量增加的主要因素。但在较高pH下，可以抑制产甲烷菌的活性，从而有利于VFAs的积累，而且在碱性环境中还可以促进酸化反应的正向进行，解除产物抑制作用[3]。在反应前7 d，各实验组（除pH=4）VFAs含量随着发酵的进行而明显增加，反应到第8天时，可能由于产甲烷菌将VFAs消耗，pH=6和对照组的VFAs含量迅速下降，pH=8的稍微降低。产甲烷菌的最佳pH在7.0左右[23]，对于pH=7的实验组，产甲烷菌活性明显很高，但是VFAs含量不降反而继续增加，第8天时达到最大值32 125.19 mg•L−1，仅次于pH=10的。这可能由于在此过程中微生物活性很高，VFAs生成量要高于消耗量，所以在7~8 d时VFAs含量继续上升。除对照组外，各实验组VFAs含量分布与SCOD含量分布一致。
    Cjee 201804102 t4
    图4 不同起始pH下VFAs含量随时间的变化
    Fig. 4 Changes of VFAs content with time at different initial pH
    图4 不同起始pH下VFAs含量随时间的变化
    Fig. 4 Changes of VFAs content with time at different initial pH
    Cjee 201804102 t4
    在厌氧产酸系统中，不同的微生物适应于不同的环境条件。在特定的外界条件下，比较适合特定微生物的生长，从而形成优势菌群，将底物代谢形成特定的末端产物。厌氧产酸发酵类型主要包括乙醇型发酵、丁酸型发酵、丙酸型发酵和混合酸发酵。第8天时，各实验组产酸情况如表2所示，可以看出，pH可以在很大程度上影响发酵液中末端产物组成。只有在pH=6时，丙酸为40.3%，略高于乙酸38.4%，其余条件下，乙酸均为主要产物，在pH=10时，优势产酸菌为消化链球菌属，当pH降为7和5时，优势产酸菌演变为梭菌属，这2种菌属均以乙酸为主要末端代谢产物，其次是丙酸，认为是混合酸发酵。可以将发酵液用于废水处理脱氮除磷过程中，以补充碳源的不足，对酸的利用优先顺序为乙酸>丁酸>戊酸>丙酸[24]。
    Table icon
    表2 不同起始pH下VFAs的组成
    Table 2 VFAs composition at different initial pH
    表2 不同起始pH下VFAs的组成
    Table 2 VFAs composition at different initial pH
    pH
    乙酸/%
    丙酸/%
    异丁酸/%
    丁酸/%
    异戊酸/%
    正戊酸/%
    正庚酸/%
    未调节
    47.7
    31.7
    11.2
    5.7
    2.5
    0.9
    0.2
    4
    38.4
    40.3
    4.3
    8.0
    6.1
    2.5
    0.5
    6
    42.6
    33.8
    6.0
    4.8
    11.2
    0.9
    0.6
    7
    56.6
    28.5
    6.3
    4.7
    2.1
    1.1
    0.6
    8
    47.7
    33.9
    8.2
    6.0
    2.0
    1.2
    1.0
    10
    50.3
    30.9
    9.4
    5.5
    1.8
    1.2
    1.0
    在pH=10时，VFAs的组成随时间的变化如图5所示。随着发酵的进行，乙酸先减少后稳定，丙酸先增加后稳定。反应第1天，只有乙酸出现，后来稳定于48.6%~55.9%，丙酸在反应前5 d不断增加，之后稳定于30.6%~37.5%，反应第2天，出现丁酸，为16.6%，然后稳定于5.3%~6.5%。乙酸最多，其次是丙酸，然后是丁酸，其他酸含量占比很小，属于混合酸发酵。
    Cjee 201804102 t5
    图5 起始pH=10时VFAs组成
    Fig. 5 VFAs composition at initial pH=10
    图5 起始pH=10时VFAs组成
    Fig. 5 VFAs composition at initial pH=10
    Cjee 201804102 t5

    3 结论

    1）对蛋白类餐厨垃圾进行pH调节，碱性条件下有机质溶出量可以大幅提高。调节pH为8、10的SCOD含量显著高于pH为4、6、7的SCOD含量。在pH=10，第3天时，SCOD和SPN的含量分别达到最大值135 680 mg•L−1和44 188 mg•L−1，此时是对照组的17倍和8倍。SPS含量在pH=10时也高于其他实验组。
    2）在厌氧发酵过程中，SPS先于SPN迅速被微生物降解，各实验组SPS含量在1~3 d内迅速下降，随后逐渐趋于平稳，SPN随着发酵的进行呈现先增加后减少的现象。由于底物为蛋白类餐厨垃圾，SPN的最终含量较初始值并没有太大波动，甚至有所增加。
    3）pH对发酵液中VFAs含量影响显著，VFAs产量在碱性条件下明显高于酸性条件下。反应到第8天时，pH=10的VFAs产量达到最大值36 193 mg•L−1，此时是初始值的28倍。而且其中可用于废水脱氮除磷的乙酸、丙酸加和占到81.2%，确定pH=10是本实验条件下的最佳酸碱环境。
参考文献 (24)

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