热碱处理污泥协同餐厨垃圾两相厌氧消化的特性

第9期黄宇钊，等：热碱处理污泥协同餐厨垃圾两相厌氧消化的特性12l可知：A、B、c、D四组溶解性蛋白质浓度先降低后趋于稳定波动，A实验组溶解性蛋白质去除率最高达70．4％，其中E、F两组实验组所含餐厨垃圾比例占优，餐厨垃圾含有较多的固态蛋白质，而蛋白质消耗速度较慢，只有被微生物水解转化为氨基酸才能被利用Ⅲo，所以固态蛋白质的溶出速率大于溶解性蛋白质的水解速率，溶解性蛋白质浓度呈小幅度上升。图2为水解酸化阶段溶解性多糖的变化。可知：在该阶段溶解性多糖被迅速消耗，各组实验组溶解性多糖的去除率为62．5％一97．2％，其中D实验组最高达97．2％，远高于溶解性蛋白质，说明溶解性多糖可以直接被微生物所利用。“⋯¨，一些三；；1j毯皿嘲掣琏缝芑时同／d-一A；·一B；+C；十D：一·一E；一·一F。【矧1各处理组溶解性蛋白质浓度变化Fig．1Variationofsolubleproteinconcentrationineachtreatme16000r一-a。。。l,-‘--I12000}要10000}纛soo止耋eooo}毪4000lo卜、一，一2000r。～、、、、oI二二二一j===三釜兰苎圭三三j三三兰三王．时间／d--II——A；--0——B；——·——C；一·一D；一E；一—一F。图2各处理组溶解性多糖浓度变化Fig．2Variationofsolublepolysaeeharideeoneentrationineachtreatment2．2酸化相VFAs变化厌氧消化过程中底物被微生物降解可转化为VFAs，其作为重要中间产物可被产甲烷菌所利用。图3为酸化相VFAs变化情况。可知：各组VFAs浓度在消化初期呈上升趋势。A组在产酸发酵期间VFAs低于初始水平，反映出接种厌氧泥含有的产甲烷菌利用VFAs转化为甲烷，造成VFAs浓度下降。B组第2天出现浓度降低后稳定波动。C组第5天VFAs浓度达到最大，为2356．6nqlg／L。2345时间，dA；一·一B；一^一C；D；一E；一·一F。各实验组中VFAs变化ofVFAScOiltentineachtreatmenI2．3甲烷相产气性能图4所示为不同混合比甲烷日产量。可知：A、B、c、D四组产气变化趋势大致相似，产气高峰出现在前10d，甲烷日产量前期不断上升，在产气高峰过后，随着厌氧消化时间的延长逐渐下降并趋于稳定。剩余污泥单独厌氧消化A组最大甲烷日产量为488mL，B组、C组和D组分别在第1，2，3天达到产气高峰，甲烷最大日产量分别为976，l187，1372mL，远高于单独污泥消化组A组的最大甲烷日产量。E、F实验组出现产气滞后的现象，前期产气量不高，第15天才出现产气高峰，产气速率明显低于其他组，可能是因为该两组餐厨垃圾比例占优，而餐厨垃圾易降解的有机质成分较多，厌氧消化过程中更易出现酸化现象，从而抑制产甲烷菌活性导致产气滞后。污泥和餐厨垃圾以不同比例混合，厌氧消化对累积甲烷量变化曲线的影响如图5所示。可明显看出：各实验组的累积甲烷量存在明显差异，累积甲烷产量最大的为D组，其累积甲烷产量为8293mL，其次为单独餐厨垃圾消化F组，累积甲烷产量为7224mL，单独污泥消化组产甲烷量最少，仅为2004mL。不同实验组％(咒。为完成一个厌氧消化周期内累积甲烷量的80％的时间)也不同，单独污泥消化组瓦。为12d，餐厨垃圾比例占优的E、F组％为16d，其余各组均为8d，比单独餐厨消化％周期缩短了50％，说明污泥_．郾一V3№万方数据122环境工程第36卷与餐厨垃圾协同厌氧消化可以有效缩短消化时间。厌氧消化结束后，A～F组的甲烷产率分别为73．4，117．0，225．6，261．6，150．6，201．8mL／g，D组甲烷产率比单独餐厨垃圾消化组提升了29．6％，可见污泥和餐厨垃圾协同厌氧消化还可以提高甲烷产率。量响钆皿娱}E嘲．}L皿褒}繇噱一·一A；一·一B；一^一C；-．_D；一E；一·一F。图5不同混合比累积甲烷产量Fig．5Cumulativemethaneproductionwithdifferentmixingproportions2．4甲烷相系统稳定性氨氮、pH及碱度是分析厌氧消化系统稳定性的重要参数¨81。图6为厌氧消化过程中氨氮浓度的变化。随着厌氧消化不断进行，各实验组氨氮浓度逐渐上升，说明蛋白质和氨基酸等含氮大分子不断降解导致消化液中氨氮浓度上升。污泥含量占优的实验组含氮量均较高，初始氨氮浓度A组最高，达640．1mg／L，单独餐厨垃圾消化F组初始氨氮浓度最低，为253．9mg／L，各组厌氧消化过程氨氮浓度低于900ms／L，该浓度范围对产甲烷菌的影响较小，不会对厌氧消化系统造成氨抑制【1蚍0。。图7为各实验组pH值随时间的变化情况。可以看出：A、B、C、D实验