1 引言(Introduction)

《餐厨垃圾处理技术规范》中定义厨余垃圾指家庭日常生活中丢弃的果蔬及食材的下脚料、剩菜剩饭、瓜果皮等易腐有机垃圾, 以固体废弃物为主.我国厨余垃圾年产量巨大, 据2015年统计, 厨余垃圾产量为9×10⁷ t·a^-1, 占生活垃圾的36%~52%(岳波等, 2014;杨璐等, 2014), 其成分以果皮、蔬菜为主, 大部分为有机质, C/N约为20%(李荣平等, 2008;赵明星, 2010;杨璐等, 2014;周群等, 2014).高有机质含量使得厨余垃圾具有易腐败、容易滋生蚊蝇等特点, 不利于环境卫生和人体健康.故厨余垃圾的减量化、无害化与资源化是我国垃圾处理的重要方向.

我国厨余垃圾的处理尚处于初始实践阶段, 主要与其他垃圾混运, 收运到填埋场进行填埋, 但随着城市土地资源的日趋紧缺, 厨余垃圾需要寻找其它有效出路.目前, 厨余垃圾的处理主要有直接粉碎排入市政管网、好氧堆肥、饲料化3种手段, 但直接粉碎存在增加管网堵塞爆炸的风险, 提高污水处理厂处理负荷, 好氧堆肥渗滤液产量大, 堆肥品质低, 饲料化存在安全性等问题(闵海华等, 2016).厌氧消化技术不仅可以实现厨余垃圾的减量化、稳定化和无害化, 还可以产生甲烷等生物气进行再利用.据调查, 我国厨余垃圾含固率约为25%(李荣平等, 2008;赵明星, 2010;杨璐等, 2014), 较适合于半干式或干式厌氧消化处理.

半干式或干式厌氧消化是指在无氧或者缺氧条件下, 含固率10%以上的物料通过厌氧微生物降解将有机物转化为甲烷和二氧化碳等物质的生化过程.国外成熟的高含固城市有机垃圾厌氧消化主要有Valorga工艺、Dranco工艺和Kompogas工艺(Wellinger et al., 1993; de Laclos et al., 1997; de Baere, 2010).高含固厌氧消化技术可分为中温和高温两种, 中温系统产气稳定、条件容易控制, 而高温系统效率更高、可杀灭病菌, 基于稳定、安全、经济考虑, 中温系统应用更为广泛(Zamanzadeh et al., 2016).目前我国仍未有成熟的高固体厌氧发酵技术用于厨余垃圾处理, 高含固厨余垃圾厌氧消化处理系统的构建、启动、运行条件等均尚待研究.为此, 本研究设计构建了高含固厨余垃圾的垂直流厌氧消化处理系统, 并探究其启动阶段的运行效能, 结合多项厌氧消化指标和功能微生物的高通量测序对启动过程进行较为全面的研究与分析.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 发酵底物与接种物

发酵底物为自行配制的厨余垃圾, 各组分比例参考文献中的配比(蒋建国等, 2007;刘海力, 2014;许曼娟, 2018;张念瑞, 2018), 如表 1所示.各组分在破碎机(DX-16, 腾园, 中国唐山)中切碎至粒径≤ 5 mm, 然后将各切碎后的组分均匀混合, 采用高温蒸汽灭菌锅(SYQ-DSX-280B, 申安, 中国上海)120 ℃湿热预处理2 h, 置于4 ℃冰箱储存, 物料最长使用期为14 d.不同批次的配制物料性质如表 2所示, 总固体(TS)为25%左右, 挥发性固体(VS)为23%左右, VS/TS均在90%以上, 有机质含量较高.

垂直流厌氧反应器的接种污泥为购买的厌氧颗粒污泥(来自造纸厂UASB工艺), 粒径为1~3 mm, 污泥性质如表 3所示.初始接种量为100%(18 L).

2.2 实验装置及运行方法

高含固厨余垃圾垂直流厌氧处理系统(图 1)采用半连续、垂直流、完全混合的厌氧消化的形式.系统内反应器主体为有机玻璃双层圆柱体, 壁厚8 mm, 高600 mm, 内径200 mm, 高径比为3 : 1, 有效容积为18 L.反应器底部设有倾角45°出料斗, 锥体正下方设出料口, 椎体上方与圆柱体连接处设有Y形板以支撑搅拌轴.顶部设有出气口和进料口, 气体由出气口经气体流量计(MF5706, Siargo, 美国)后排入集气袋.中心设有自制搅拌桨, 由变频电机(7IK400W-GU-CRF, Gear Head, 中国台湾)带动, 搅拌桨向上略微翻转以达到竖直向上翻料的目的, 每隔100 mm设置一对搅拌桨, 共3对搅拌桨.整个反应器采用20 mm的夹套水浴保温, 由微电脑智能控温器(LED1, 创新者, 中国泉州)和加热棒控制循环水浴恒温(37±1) ℃, 通过循环蠕动泵(WT600-2J, LongerPump, 中国保定)实现外部水浴循环.底部至顶部每隔100 mm均匀分布内径20 mm且60°向下倾斜的采样口.

每隔24 h由反应器底部出料口适当出料, 出料后以20 r·min^-1的速率搅拌30 min, 搅拌均匀后从采样口取样进行检测分析, 并更换集气袋.然后从顶部进料口进料, 再次以20 r·min^-1搅拌1 h, 使新物料混合均匀.

2.3 主要指标及分析方法

pH、碱度、挥发性脂肪酸(VFAs)、产气量、气体成分每日检测；总氨氮(TAN)、溶解性化学需氧量(SCOD)启动初期每日测定一次, 中期及后期每3 d测定一次；TS、VS从启动中后期开始测定, 每3 d测定一次.pH、碱度、VFAs、TAN、SCOD测定前将采样口采集的样品放入离心机(TGL-15A, 飞鸽, 中国上海)10000 r·min^-1离心10 min, 离心后用1 mL针管取上清液过一次性针头滤器(水系0.22 μm, 盛华为, 中国天津).

pH采用pH计(PHS-3C, 雷磁, 中国上海)测定；碱度采用总碱度试剂盒(陆恒, 中国杭州)测定；VFAs采用气相色谱法测试, 色谱柱为HP-Innowax 19095N-123, 柱温为240 ℃, FID检测器温度为240 ℃, 气相色谱仪采用分流进样, 分流比为1 : 1, 进样口温度为170 ℃；产气量低于1 L时采用排水法测量, 高于1 L时采用气体流量计测量；气体成分前期和中期产气量较少时采用气相色谱法, 色谱柱为HP-5型, 载气为高纯氮气, 载气流速为50 mL·min^-1, 柱温为300 ℃, 前进样口温度为250 ℃, 辅助加热区温度为375 ℃, FID检测器温度为300 ℃, TCD检测器温度为200 ℃, 手动进样, 后期产气量较大时采用便携式甲烷测定仪(MS600, 逸云天, 中国深圳)；TAN采用纳氏试剂比色法测定；SCOD采用快速密封消解法测定(国家环境保护总局水和废水监测分析方法编委会, 2002)；TS、VS采用重量法测量(国家环境保护总局水和废水监测分析方法编委会, 2002)；VS降解率、游离氨(FAN)含量的计算按文献(Kim et al., 2011; Koch, 2015)推荐方法计算.

反应器稳定运行后从不同高度采样口采集微生物样品, 群落结构特性借助Illumina Miseq高通量测序平台进行分析, 由上海生工生物工程股份有限公司完成测试, 第一轮PCR扩增的测序引物为：341F(CCTACGGGNGGCWGCAG)、805R(GACTAC HVGGGTATCTAATCC)、340F(CCCTAYGGGGYGC ASCAG)、1000R(GGCCATGCACYWCYTCTC), 第二轮PCR扩增的测序引物为：349F(GYGCASCAGK CGMGAAW)和806R(GGACTACVSGGGTATCTAAT).

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 启动阶段底物投加量及负荷设置

根据进料性质不同, 将启动阶段划分为3个阶段, 如图 2所示.阶段Ⅰ为恢复阶段, 前26 d只投加1 g·L^-1的葡萄糖溶液, 以逐步恢复厌氧颗粒污泥活性, 初始负荷设置为1.33 g·L^-1·d^-1, 以每3 d 0.25 g·L^-1·d^-1的提升速度增加负荷, 直至提升负荷至3 g·L^-1·d^-1, 反应器稳定.阶段II为驯化阶段, 第26 d开始逐步以配制厨余垃圾替代葡萄糖, 逐渐改变微生物群落结构, 驯化污泥, 初始替代比例为30%(以湿重计), 每3 d替代比例增加10%, 同时逐渐提升负荷, 第47 d负荷提升至5.9 g·L^-1·d^-1.阶段Ⅲ为负荷提升阶段, 第47 d之后完全以厨余垃圾为底物, 并进一步提升负荷及其提升速度, 变为每3 d负荷增加1 g·L^-1·d^-1, 直至提升负荷至9.79 g·L^-1·d^-1, 保证反应器运行稳定.

3.2 产酸特性分析

启动阶段pH和总碱度变化情况如图 3a所示, 阶段Ⅰ反应器处于恢复阶段, 启动的第1~3 d pH和碱度急剧下降, 第3、4 d进料后以2.3 g·L^-1的浓度投加碳酸钠固体, pH逐渐趋于稳定, 在7.10附近波动, 由于发酵底物只有葡萄糖, 碱度被不断消耗.阶段Ⅱ以厨余垃圾逐步代替葡萄糖后, 由于厨余垃圾中蛋白质等含氮物质的加入, 其厌氧消化产生的氨氮使体系内的pH和碱度均略有增加, 阶段II初期pH增加至7.25左右, 碱度从1800 mg·L^-1升高至2000 mg·L^-1, 考虑到碱度仍较低, 为提高体系的抗冲击负荷能力, 第43、44 d以1.2 g·L^-1的浓度投加碳酸钠固体, 碱度在(3000±500) mg·L^-1范围内波动.阶段Ⅲ以配制厨余垃圾为底物, 含氮有机物比例比阶段Ⅱ更高, 阶段III初期pH提升至7.30左右, 碱度在3000 mg·L^-1左右波动, 第62 d加入5.25 g碳酸钠固体, 使碱度提高至4500 mg·L^-1左右, pH进一步提高至7.50左右, 随着每一次负荷的提升和每一批物料的略微差异, pH和碱度均存在一定的波动.据学者研究, 厨余垃圾厌氧发酵的最适pH为6~8(李定龙等, 2011;周群等, 2014), 本研究系统的pH波动范围均在最适范围之内.

为进一步了解系统的产酸情况, 判断是否产生酸抑制, 对系统VFAs变化情况进行探究, 并将VFAs中已酸、丙酸、丁酸、戊酸的浓度折算为COD, 结果如图 3b所示.阶段Ⅰ反应器处于适应阶段, VFAs迅速积累, 第6 d后达到峰值5292 mg·L^-1, 其后随着厌氧菌逐步恢复产甲烷活性, VFAs开始快速下降, 于第21 d降至约200 mg·L^-1.阶段Ⅱ总挥发性脂肪酸(TVFA)始终处于较低水平(100 mg·L^-1左右), 表明体系内产甲烷能力远高于当前负荷下产酸能力, 不存在有机酸积累的情况, 厌氧消化中间产物被快速利用于产甲烷过程, 可适当提高负荷的提升速度, 同时也表明体系内厌氧菌对于配制厨余垃圾的适应性较好, 能快速消化厨余垃圾.阶段Ⅲ随负荷及其提升速度的增加, 第55 d负荷提升至7.43 g·L^-1·d^-1后, 开始产生酸积累, TVFA约为1000 mg·L^-1, 与许曼娟(2018)的研究结果类似, 但当负荷提升至9.79 g·L^-1·d^-1后就不再提升, TVFA含量也开始逐渐下降, 推测可能是由于后期负荷提升过快, 系统内微生物难以适应, 当负荷不再提升后, 系统逐渐趋于稳定.

通过探究VFAs中各有机酸比例, 阶段Ⅰ以丙酸为主, 约占TVFA的50%~80%, 但在初始适应期, 前10 d中有机酸大量积累, 乙酸含量也较高, 约占TVFA的30%~40%, 随着酸积累的缓解, 乙酸含量大幅下降, 表明产甲烷菌活性恢复, 大量消耗乙酸.阶段Ⅱ TVFA含量较低, 主要以乙酸为主, 占TVFA的50%~70%, 不存在酸积累状况, 除乙酸外只存在部分丙酸.阶段Ⅲ随负荷进一步提升, 酸积累现象逐渐出现, 大分子脂肪酸开始产生, 第55 d负荷提升至7.43 g·L^-1·d^-1时, 乙酸、丙酸含量均大幅提升, 乙酸含量增加了5倍, 丙酸含量由147 mg·L^-1增加至379 mg·L^-1, 负荷不再提升后, 乙酸浓度稳定在150 mg·L^-1左右, 丙酸浓度快速下降.由VFAs各有机酸的变化趋势可看出, 当出现有机酸积累时, 乙酸浓度迅速增加, 丙酸浓度则呈逐步增加的趋势, 丁酸和戊酸两种大分子脂肪酸的出现存在一定滞后, 但随着酸积累的加重, 大分子脂肪酸的含量也会缓慢增加.当有机酸的积累缓解时, 产甲烷菌快速利用乙酸产生沼气, 乙酸浓度快速降低, 然后稳定在较低水平不再下降, 而丙酸浓度逐步降低, 甚至会降为0, 丁酸和戊酸浓度降低的速度比丙酸更加缓慢.因此, 可通过乙酸浓度的急剧上升作为判断厌氧消化系统酸化的重要依据, 并及时采取措施进行反馈-响应调节.

3.3 产气特性分析

如图 4a所示, 本研究对高含固厨余垃圾垂直流厌氧处理系统中每添加1 g VS时换算为标准体积(0 ℃, 101.325 kPa)下的比产气率(SBP)和比甲烷产率(SMP)进行分析.阶段Ⅰ前6 d处于适应期, SBP不断上升, 从0.193 L·g^-1·d^-1快速升高至0.621 L·g^-1·d^-1, 随后在(0.613±0.044) L·g^-1·d^-1范围内波动.前5 d SMP也在快速上升, 从0.044 L·g^-1·d^-1升至原来的5倍以上, 第5 d后稳定在(0.299±0.038) L·g^-1·d^-1.阶段Ⅱ第26~36 d由于厨余垃圾的加入, 系统SBP和SMP均略有降低, 二者分别降至(0.511±0.055) L·g^-1·d^-1和(0.242±0.032) L·g^-1·d^-1.第36 d后体系逐渐适应, SBP和SMP再次回升, SBP从0.357 L·g^-1·d^-1升至0.625 L·g^-1·d^-1, 并稳定在(0.591±0.049) L·g^-1·d^-1, SMP从0.164 L·g^-1·d^-1升至0.344 L·g^-1·d^-1, 后在(0.302±0.038) L·g^-1·d^-1范围内波动.阶段Ⅲ初始SBP和SMP与阶段Ⅱ后期维持在同一水平, 第60~63 d SBP和SMP再次快速提高, 最终分别稳定在(0.878±0.061) L·g^-1·d^-1和(0.476±0.045) L·g^-1·d^-1.本研究中的SBP和SMP略低于何琴等(2018)厌氧消化餐厨垃圾得到的(0.914±0.123) L·g^-1·d^-1和(0.555±0.094) L·g^-1·d^-1, 但SMP与其他文献中报道的厨余垃圾厌氧消化的甲烷产率相近(350~480 L·g^-1·d^-1)(Zhang et al., 2011;Zamanzadeh et al., 2016).参考Lei等(2015)以厨余垃圾为底物进行厌氧消化过程中各个产气时期的划分, 在适应期SMP为0~0.2 L·g^-1·d^-1、生长期为0.2~0.4 L·g^-1·d^-1、稳定期为0.4~0.6 L·g^-1·d^-1, 则阶段Ⅰ前5 d处于适应期, 阶段Ⅰ后期、阶段Ⅱ和阶段Ⅲ前期(5~60 d)处于生长期, 阶段Ⅲ后期(60~78 d)处于稳定期.

产气成分如图 4b所示.阶段Ⅰ前11 d甲烷含量不断上升, 由22.61%上升至54.12%, 于第11~14 d稳定在55%左右, 随后降低至49%.阶段Ⅱ甲烷含量也比较稳定, 维持在49.11%± 3.28%.阶段Ⅲ甲烷含量变化较大, 第48~50 d略有下降, 而第56~62 d大幅度上升, 并达到了启动阶段甲烷含量的最大值(64.62%), 后甲烷含量迅速降低并稳定在53.15%±2.74%.本研究结果与Lei等设计中试规模CSTR处理厨余垃圾得到的甲烷含量54.32%结果相似(Lei et al., 2015), 但结果仍低于Valorga工艺的63%( de Laclos et al., 1997), 说明工艺参数还有优化空间.

3.4 有机物降解效果

通过系统SCOD变化趋势(图 5), 结合VFAs浓度变化, 分析体系内有机物降解效果.阶段Ⅰ SCOD变化情况与VFAs相似, 前17 d VFAs含量占SCOD的70%~90%, 体系内SCOD绝大部分由VFAs构成, 微生物利用葡萄糖迅速产酸, 负荷提升至2.67 g·L^-1·d^-1后, SCOD中VFAs占比低至40%左右, 表明随着负荷提升, 体系内葡萄糖存在一定积累, 未能及时被微生物利用.阶段Ⅱ的SCOD变化情况也与VFAs类似, SCOD始终处于较低水平, 为800 mg·L^-1左右, 该阶段SCOD中VFAs占比为25.68%± 8.23%, 表明随着厨余垃圾的加入, 存在更多大分子有机物无法及时被产酸菌及时利用, 包括难降解的纤维素类的茎菜、叶菜、果皮和蛋白质类的肉类内脏等.阶段Ⅲ SCOD含量快速上升, 从1000 mg·L^-1增加至10000 mg·L^-1, VFAs在其中的比例不断下降, 68 d后仅含10%左右, 表明随着负荷的提升, 存在更多的大分子有机物无法被及时降解为脂肪酸, 当负荷为6.19 g·L^-1·d^-1时体系内产酸微生物的处理能力已基本饱和.启动阶段后期估算进料中不溶性COD(PCOD)经微生物水解酸化后转化为SCOD的比例(Ge et al., 2011), 结果为60.71%, 略高于Zamanzadeh等(2016)得到的56.6%的溶解程度, 表明本研究中的底物水解酸化程度更好.此外, 甲烷含量约为52.01%, 这表明了底物的水解速率高于产甲烷速率, 结合TVFA在SCOD中的比例来看, 后期酸化阶段成为限速性步骤.

通过进出料TS、VS含量进行计算, VS降解率如图 5所示.从阶段Ⅱ开始添加厨余垃圾, 开始测定进出料的TS、VS变化, 整个启动过程中VS降解率基本维持在较高水平, 为80.57%± 4.10%, 略低于何琴等(2018)利用CSTR处理餐厨垃圾87%的VS降解率, 同时也再次证明了高含固厨余垃圾进入厌氧体系后, 能被快速水解为可溶性有机物, 但无法被及时利用于产酸, 因此阶段Ⅲ后产酸过程为主要的限速步骤.

3.5 反应器的稳定性

为判断系统是否产生酸抑制情况, 量化系统缓冲能力, 以TVFA(以乙酸计)与总碱度(ALK, 以碳酸钙计)的比值r作为评判指标(Grady et al., 1989).r＜0.4时, 表明pH波动较小, 体系具有充足的缓冲能力；在r为0.4~0.8时, 表明体系平衡被破坏, 缓冲能力极弱；而当r＞0.8时, 表明pH波动很大, 体系不存在缓冲能力；r越小, 体系缓冲能力越强.启动各个阶段的r值如图 6a所示.阶段Ⅰ随着体系酸化, r值迅速升高至3.55, 体系毫无缓冲能力, pH迅速降低, 第3、4 d通过投加碳酸钠, 增加体系总碱度, 使r值快速回落, 第10 d开始降低至0.8以下, 第15 d降至0.4以下, 体系缓冲能力逐步恢复, pH也逐步稳定.阶段Ⅱ体系VFAs处于较低水平, r值也较低, 仅为0.044左右, 体系抗冲击负荷能力极强.阶段Ⅲ随着负荷的加速提升, r值开始出现剧烈波动, 第61 d达到0.64, 在第62 d投加少量碳酸钠后, r值开始快速回落至0.39, 不再提升负荷后, r值也趋于稳定, 并处于较低的水平, 厌氧消化体系十分稳定.

厌氧消化过程中, 含氮有机物如蛋白质、核酸等最终会被微生物转化为氨氮(包括游离氨NH₃和铵根离子NH₄⁺), 少量的氨氮是微生物重要的氮源, 也提高了系统的缓冲能力, 但过量的氨氮则会产生抑制作用, 甚至比酸抑制影响更大, 更难以调控, 被认为是厌氧消化系统崩溃的主要因素(Wang et al., 2016; Polizzi et al., 2018; Jiang et al., 2019).TAN和FAN的变化情况如图 6b所示.阶段Ⅰ底物单一, 需要适当补充氯化铵作为氮源, 维持体系内C/N在60 : 1左右, 整体TAN均处于较低水平(60.00 mg·L^-1左右), FAN在0.80 mg·L^-1左右.阶段Ⅱ随着厨余垃圾的逐步加入, 蛋白质等含氮有机物在进料中的占比逐渐增加, TAN和FAN均出现逐渐升高态势, 且增速加快.阶段Ⅲ TAN和FAN含量均快速增加, 启动阶段结束时, TAN和FAN含量分别达到950.27 mg·L^-1和27.54 mg·L^-1.学者普遍认为FAN是氨抑制系统的主要因素, 认为FAN可以通过细胞膜并干扰细胞内部的pH, 抑制产甲烷菌活性(Yuan et al., 2016;唐波等, 2016; Polizzi et al., 2018), 而FAN小于150 mg·L^-1时基本不会对系统造成抑制影响(唐波等, 2016).因此, 在体系启动阶段, 暂未发生氨抑制作用.但根据唐波等(2016)的研究, TAN在系统中的积累先快后慢且趋于稳定, 而本研究后期TAN正处于快速积累阶段, 在当前负荷下继续运行, TAN浓度稳定后是否会产生氨抑制未曾可知, 仍需进一步的实验验证.进一步计算氨抑制因子(I_NH3), 以量化对比氨抑制的程度, 阶段Ⅲ后期I_NH3达到0.77, 且仍有继续降低的趋势, 而Zamanzadeh等(2016)研究发现厨余垃圾中温厌氧消化消化液不循环和循环状态下的I_NH3分别为0.65和0.32, 本研究中I_NH3均高于Zamanzadeh等的研究, 即本系统启动后氨浓度对系统的抑制程度极低.

3.6 微生物群落结构特性 3.6.1 微生物多样性对比

阶段Ⅱ结束后从反应器主体(T1)和出料口(T2)进行采样, 对Miseq测序所得的各个微生物样品的16S rRNA进行统计分析, 结果如表 4所示.文库覆盖率均高于0.9, 表明所测序列量基本可以代表样本的真实情况.根据ACE和Chao1指数可知微生物在反应器主体的群落丰富度较高, 而反应器出料口由于缺少外部水浴夹套的热传导, 温度相对较低, 微生物群落丰富度降低.Shannon和Simpson指数用于表征微生物的多样性, Shannon指数越大, Simpson指数越小, 则多样性越高.对比分析来看, 反应器主体与出料口处微生物多样性差别较小, 相较于细菌, 温度对古菌多样性影响更大.

3.6.2 细菌群落结构对比

通过将测序序列在门水平和属水平上进行分类如图 7所示.在门水平上分析, 3组污泥样品主要有11个门类, 以Chloroflexi、Firmicutes和Bacteroidetes为主.这些菌门均是厨余垃圾厌氧消化系统常见的优势菌门(Zhang et al., 2019;Zhang et al., 2020).Chloroflexi为兼性厌氧菌, 与酸化过程有关(何琴等, 2018).Firmicutes与有机物的降解和VFA的形成密切相关, 参与厌氧消化中水解酸化的阶段, 其中的Clostridium_Ⅳ菌属和Syntrophomonas菌属还参与产氢产乙酸过程(Lim et al., 2014).在反应器主体, Chloroflexi、Firmicutes和Bacteroidetes分别占32.61%、16.06%、15.97%, Euryarchaeota也占有一定的比例(10.08%).而在出料口处, Chloroflexi的比例降至22.26%, Firmicutes和Bacteroidetes则分别增加至20.05%和18.07%, Cloacimonetes的相对丰度则由2.17%快速增至12.76%.

为进一步分析细菌对底物的作用情况, 在属水平上进行分析, 垂直流厌氧发酵系统的细菌群落多样性更加显著.相对丰度大于1%的主要菌属有12类, 以Levilinea为主, 在反应器主体和出口处分别占到了24.71%和16.11%.据报道, Levilinea为专性厌氧的嗜温菌, 功能是代谢多种碳水化合物生成有机酸(Yamada et al., 2006;李慧星等, 2016).Candidatus_Cloacamonas在出口处的分布也较多, 占12.76%, 该菌属为互养丙酸氧化菌, 当系统中氢分压较低时, 与氢营养型产甲烷菌互养氧化丙酸(Razaviarani et al., 2015).Petrimonas也是主要菌属之一, 在主体和出口分别占1.73%和3.83%, 该菌属参与易降解的糖类的消化, 产生乙酸(Grabowski et al., 2005), 相对丰度与王晓华等(2016)的研究结果相比较低, 这可能是由于接种污泥的差异性导致的.从细菌的菌属分布可以看出, 负责糖类、纤维素等碳水化合物的水解酸化的细菌占比较大, 而与蛋白质降解相关的Thermovirga、Coprothermobacter等菌属分布较少, 这与厨余垃圾投加的各组分比例有关.

3.6.3 古菌群落结构对比

在属水平上对3组样品的古菌群落进行分析统计, 结果如图 8所示.反应器主体的主导优势菌属为Methanothrix、Methanobacterium和Methanolinea, 出料口则为Methanothrix、Methanobacterium和Methanomassiliicoccus. Methanothrix、Methanobacterium和Methanolinea从主体到出料口相对丰度均大幅度降低, Methanothrix从37.96%降至原来的1/2, Methanobacterium由22.34%降至16.83%, Methanolinea则降低了56.69%.出料口处Methanomassiliicoccus的比例大幅度增加, 由4.77%增至17.41%, 表明该菌属对于温度的适应能力更强.有学者调查了44个不同国家、不同类型、不同底物的厌氧消化反应器中古菌的多样性发现优势菌属为Methanosaeta和Methanobacterium(Leclerc et al., 2004).在本系统内, 其平均相对丰度分别为0.00%、19.59%, 这可能与初始接种的厌氧颗粒污泥的群落结构有关.

4 结论(Conclusions)

1) 高含固厨余垃圾垂直流厌氧处理系统分3个阶段成功启动, 启动后容积负荷为9.79 g·L^-1·d^-1, 不存在酸积累；SBP和SMP分别为(0.878±0.061) L·g^-1·d^-1和(0.476±0.045) L·g^-1·d^-1, 出现的甲烷含量最大值为64.62%, 稳定后的甲烷含量为53.15%左右, 具有良好的产甲烷能力；水解速度快, VS降解率可达80.57%± 4.10%, 当负荷提升至6.19 g·L^-1·d^-1后, 酸化是启动后主要的限速步骤.

2) 启动过程中可通过添加碳酸钠及时缓解酸抑制情况, 完全启动后系统缓冲能力较强、抗冲击负荷能力高.启动过程中虽然氨氮浓度不断升高, 但最终FAN只达到27.54 mg·L^-1, 远未达到氨抑制的程度.

3) 出料口处由于温度较低, 微生物丰富度降低, 但从多样性来看, 温度影响较小.细菌以负责碳水化合物水解酸化的Chloroflexi菌门的Levilinea菌属为主.古菌以产甲烷菌为主, 反应器主体的主导优势菌属Methanothrix、Methanobacterium和Methanolinea.