預處理對菌接種餐廚垃圾發(fā)酵產(chǎn)乙酸的影響

李 陽,鄧 悅,周 濤,趙由才(同濟大學,污染控制與資源化研究國家重點實驗室,上海 200092)

固體廢物

預處理對菌接種餐廚垃圾發(fā)酵產(chǎn)乙酸的影響

李 陽,鄧 悅,周 濤,趙由才*(同濟大學,污染控制與資源化研究國家重點實驗室,上海 200092)

探究了餐廚垃圾微氧發(fā)酵產(chǎn)揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)的強化條件,即5種預處理方式(酸、堿、超聲、熱及熱堿預處理)對餐廚垃圾接種酵母菌和醋酸菌后水解及產(chǎn)酸效果的影響.結(jié)果表明,預處理均有效提高了餐廚垃圾微氧發(fā)酵產(chǎn) VFAs及乙酸的性能,且產(chǎn)物組成并未發(fā)生改變.VFAs中乙酸、丙酸及丁酸分別約占81.81%～92.35%、0.00%～7.48%及6.69%～17.36%.其中,熱堿預處理效果最好,在微氧發(fā)酵7d后,其發(fā)酵液中溶解性化學需氧量、VFAs產(chǎn)量、乙酸產(chǎn)量分別達到22.04、30.08和27.78g/L,較空白實驗提高了46.54%、54.34%及77.06%,極大地加快了微氧發(fā)酵過程.

餐廚垃圾；預處理；酵母菌；醋酸菌；微氧發(fā)酵；乙酸

餐廚垃圾主要包括餐飲業(yè)廢棄物、食品行業(yè)余料等,其產(chǎn)生的渠道主要為食品加工、處理、運輸?shù)冗^程,來源主要集中在酒店、食品廠、學校、政府、科研行政機構(gòu)等.相對于西方國家來說,餐廚垃圾在中國城鎮(zhèn)生活垃圾中所占比例較大,約為37%～62%.中國早在10年前就已經(jīng)成為世界上城鎮(zhèn)生活垃圾年產(chǎn)生量最大的國家[1],且仍呈現(xiàn)急劇增加趨勢,2005～2025年間,城市中產(chǎn)生的餐廚垃圾將從每年的2.78億t增加到4.16億 t[2-4].餐廚垃圾具有含水率高、有機質(zhì)含量高等特點,極易腐敗,產(chǎn)生二次污染.因此餐廚垃圾合理資源化處理處置對城市生活具有重要意義.

目前,針對于餐廚垃圾無害化處理及資源化利用,國內(nèi)處理技術(shù)包括厭氧發(fā)酵、飼料加工、好氧堆肥及工業(yè)油脂化上,部分企業(yè)生產(chǎn)菌體蛋白.其中,厭氧發(fā)酵被認為是最具有成效的處理技術(shù)[5],餐廚垃圾可通過厭氧發(fā)酵轉(zhuǎn)化為氫氣[6]、沼氣[7]、乙醇[8-10]、乳酸[11]或有機肥[12]等.此外,國內(nèi)外很多學者對厭氧發(fā)酵的產(chǎn)酸過程做了大量的研究工作[13],發(fā)現(xiàn)VFAs是厭氧發(fā)酵過程中不可避免的產(chǎn)物,同時又是一種價值不菲的化學原料.覃莉[14]等通過單因素實驗篩選了酵母菌和醋酸菌混合發(fā)酵生產(chǎn)醋酸的最佳工藝條件,得出酵母菌醋酸菌混合發(fā)酵在生產(chǎn)乙酸上是可行的這一結(jié)論.但有關(guān)餐廚垃圾微氧條件下產(chǎn)酸研究鮮有報道.

餐廚垃圾的發(fā)酵底物是以顆粒的形式存在,水解過程是微氧發(fā)酵反應的限速步驟[15].為了加快微氧發(fā)酵的過程,縮短底物發(fā)酵時間或在一定時間內(nèi)增加發(fā)酵產(chǎn)物的產(chǎn)量,通常需要對發(fā)酵底物進行必要的預處理.因此,本文主要研究了不同預處理方式,包括酸預處理、堿預處理、超聲預處理、熱預處理、熱堿預處理5種預處理方式,對餐廚垃圾接種酵母菌和醋酸菌微氧發(fā)酵水解及產(chǎn)酸效果的影響,并對其作用機制做了初步探討.

1 材料與方法

1.1 試驗材料

餐廚垃圾取自上海市某學校食堂,將該餐廚垃圾簡單壓榨,人工剔除骨頭、紙張、塑料等雜質(zhì)后,用食物粉碎機將其粉碎后過 2mm 篩網(wǎng),篩下物與自來水按重量1:1混合并用電攪拌機攪碎,得到餐廚垃圾漿液,4℃下靜置 12h,去除浮油后備用.

餐廚垃圾包含米飯、蔬菜、肉、蛋、油類等,其基本特性如表1所示.試驗所用酵母菌為安琪高活性干酵母,其主要成分為釀酒酵母,來自湖北安琪酵母股份有限公司;醋酸菌為滬釀1.01醋酸菌,其主要成分為釀造醋酸,來自上海佳民釀造食品有限公司釀造一廠.

表1 餐廚垃圾的測定指標及性能Table 1 Representative composition and parameters of food wastes

1.2 實驗方法

試驗選擇的5種預處理方式,分別為酸預處理、堿預處理、超聲預處理、熱預處理、熱堿預處理,操作步驟如表2所示,24h后,通過鹽酸及氫氧化鈉將pH均調(diào)至5.5,分別取經(jīng)過上述預處理的餐廚垃圾300g于500mL血清瓶中,依次添加10%(w/w)的高活性干酵母和 10%(w/w)的醋酸菌,每組實驗做3個平行組.血清瓶塞連接注射針頭形成微氧環(huán)境,通過測定ORP值嚴格控制含氧量,將ORP值限制在-250～150mV范圍內(nèi).實驗開始一周內(nèi)每天定時取樣,測定發(fā)酵液中SCOD及VFAs(包括乙酸、丙酸、丁酸等)濃度.

表2 不同預處理方式實驗設計Table 2 Experimental designs of different pretreatments

1.3 分析方法

不同預處理方式對餐廚垃圾接種酵母菌和醋酸菌微氧發(fā)酵水解的影響通過SCOD值表征,其測定采用標準方法測定[16].ORP值采用 ORP計測定(PHS-3C,上海雷磁)VFAs經(jīng)過預處理后測定,預處理方法為:取樣后將樣品以 5000r/min離心20min,上清液經(jīng)0.45μm濾膜過濾.VFAs產(chǎn)量采用氣相色譜法測定,選用美國安捷倫公司氣相色譜儀Agilent 6890N(FID氫火焰離子化檢測器).測試條件:進樣口溫度 200℃,檢測器溫度220℃,不分流進樣,進樣量 1μL,色譜柱為 DBWAX- etr極性柱(30.0m×0.53mm×1.00μm),條件為恒溫恒壓,壓力為30.37kPa.

2 結(jié)果與討論

2.1 預處理方式對發(fā)酵液水解的影響

水解通常是餐廚垃圾發(fā)酵的限速步驟,也是制約餐廚垃圾厭氧/微氧消化處理技術(shù)成功應用的重要瓶頸.而餐廚垃圾發(fā)酵過程中,SCOD含量的變化情況反映了餐廚垃圾的水解進程[17].圖 1表示了不同預處理方式及空白組的 SCOD含量變化.

由圖1可知,6組實驗SCOD含量均隨時間延長先快速升高、后緩慢增長直至穩(wěn)定,說明餐廚垃圾水解速率初期較快,中期漸緩,后期逐漸減慢.經(jīng)過7d的反應,6組實驗SCOD含量分別為:空白(15.04g/L)、酸預處理(18.24g/L)、堿預處理(20.05g/L)、超聲預處理(20.71g/L)、熱預處理(18.04g/L)及熱堿預處理(22.04g/L).采用預處理實驗組SCOD的含量均明顯高于空白組,其餐廚垃圾SCOD含量分別提高了21.28%、33.31%、37.70%、19.95%和46.54%.由此可推斷,不同預處理方式對餐廚垃圾微氧發(fā)酵水解的影響程度依次為熱堿預處理＞超聲預處理＞堿預處理＞酸預處理＞熱預處理.

圖1 不同預處理方式下發(fā)酵液SCOD含量變化Fig.1 Effect of different pretreatments on SCOD concentration in fermentation liquid

2.2 預處理方式對發(fā)酵液中VFAs及乙酸產(chǎn)量的影響

不同預處理條件下餐廚垃圾發(fā)酵液 VFAs濃度隨發(fā)酵時間的變化情況如圖 2所示,各處理方式下,VFAs含量均表現(xiàn)出隨反應時間的延長先快速增長、后緩慢增長直至平穩(wěn)的變化趨勢;酸預處理、堿預處理、超聲預處理、熱預處理、熱堿預處理VFAs含量峰值分別為21.89、22.81、26.82、20.89、30.08g/L,空白對照組的 VFAs含量峰值為 19.49g/L.熱堿預處理對于餐廚垃圾發(fā)酵產(chǎn)VFAs促進效果最明顯,其相較于空白對照、酸預處理、堿預處理、超聲預處理、熱預處理, VFAs濃度分別提高54.34%、37.41%、31.87%、12.16%和43.99%.

不同預處理條件下乙酸產(chǎn)量隨發(fā)酵時間的變化情況如圖 3所示.酸、堿、超聲、熱以及熱堿預處理乙酸含量峰值分別為 18.09、21.01、23.02、17.09、27.78g/L,空白對照組的乙酸含量峰值為 15.69g/L.發(fā)酵體系進程中,各預處理乙酸含量由大到小依次為熱堿預處理、超聲預處理、堿預處理、酸預處理、熱預處理,高低次序與VFAs含量的順序一致;熱堿預處理乙酸濃度分別比空白對照、酸預處理、堿預處理、超聲預處理、熱預處理的乙酸濃度提高77.06%、53.57%、32.22%、20.68%和62.55%.

酸預處理僅能促進大分子不溶性多糖如粗纖維等部分水解為小分子的可溶性糖.此外,酸還能水解一些蛋白質(zhì)為多肽、甚至二肽、氨基酸[18].而堿預處理主要起作用的是 OH-.OH-除了能破壞餐廚垃圾有機物質(zhì)的絮體結(jié)構(gòu)外,還可以在80℃的條件下,水解、皂化細胞壁和細胞膜上的蛋白質(zhì)和脂多糖,破壞有機垃圾的多孔介質(zhì)結(jié)構(gòu),使有機物質(zhì)向濃度較低的外環(huán)境釋放,原本不溶的物質(zhì)轉(zhuǎn)化為可溶性的物質(zhì),轉(zhuǎn)移到液相中,從而導致可溶性的物質(zhì)在微氧發(fā)酵初期就能迅速地被微生物代謝所利用[18-19].

超聲預處理的作用原理在于超聲波的高振蕩及其產(chǎn)生的空化效應可以破壞發(fā)酵底物細胞壁的維持力,同時釋放出細胞內(nèi)容物,碳水化合物含量大幅度增加;且超聲效應有利于促進多糖、油脂水解的進行,超聲波的熱機制能夠小幅升高溶液溫度,導致蛋白質(zhì)變性,變性后的蛋白質(zhì)容易被水解,從而加快水解產(chǎn)酸進程[20].

圖2 不同預處理方式下發(fā)酵液VFAs濃度變化Fig.2 Effect of different pretreatments on VFAs concentration in fermentation liquid

圖3 不同預處理方式下發(fā)酵液乙酸濃度變化Fig.3 Effect of different pretreatments on acetic acid concentration in fermentation liquid

熱預處理可促使有機垃圾顆粒膨脹,造成有機顆粒物質(zhì)外壁孔徑增大,從而有利于顆粒內(nèi)大分子物質(zhì)的溶出[21];此外,在熱處理過程中,垃圾中的有機物被液化,從而促使大分子有機物降解為可溶性的小分子.熱和堿處理方法結(jié)合后,熱的作用加強了 OH-的水解、皂化作用,餐廚垃圾中的蛋白質(zhì)和多糖能快速溶出,作為產(chǎn)酸細菌的營養(yǎng)物質(zhì),有利于產(chǎn)酸細菌的生長繁殖[22].故在5種預處理方式中,熱堿預處理對于發(fā)酵液SCOD含量及 VFAs產(chǎn)量的促進效果最為明顯,餐廚垃圾微氧發(fā)酵產(chǎn)VFAs及乙酸效果最好.

2.3 預處理方式對發(fā)酵液中VFAs組分的影響

圖4顯示了經(jīng)過不同預處理方式后,VFAs組分百分比變化情況.由圖4可得,發(fā)酵期間的主要產(chǎn)物均多為乙酸,約占 VFAs總量的 81.81%～92.35%,丙酸產(chǎn)量在為 0.00%～7.48%,丁酸約占6.69%～17.36%,分析其原因,可能是丙酸、正丁酸和異丁酸等單酸被產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌消耗利用轉(zhuǎn)化為乙酸[23],從而乙酸的產(chǎn)率和構(gòu)成比要顯著高于其它的揮發(fā)性短鏈脂肪酸.相較于空白實驗組,經(jīng)過預處理的乙酸產(chǎn)量所占比例均有略微提升,增加值范圍為1.31%～11.85%,丁酸產(chǎn)量所占比例略微降低,丙酸所占比例變化無一定規(guī)律.說明預處理極大地提高了乙酸的產(chǎn)量,提升酸化效果.但總體而言,本實驗的預處理方式未對酸化產(chǎn)物的組分造成不利影響.

圖4 不同預處理方式發(fā)酵液VFAs組分變化Fig.4 Effect of different pretreatments on VFAs components in fermentation liquid

2.4 預處理方式對餐廚垃圾作用的微觀機理分析

對預處理前后的餐廚垃圾進行掃描電鏡分析.如圖5所示,餐廚垃圾經(jīng)過酸預處理和超聲預處理后的微觀結(jié)構(gòu)與未預處理的餐廚垃圾微觀結(jié)構(gòu)相差不大,表面結(jié)構(gòu)變得較為光滑,說明顆粒狀餐廚垃圾經(jīng)酸預處理和超聲預處理后輕度分解為小顆粒.而餐廚垃圾經(jīng)過堿預處理、熱預處理及熱堿預處理后,餐廚垃圾的微觀孔隙相較于空白組明顯增加,由以熱堿預處理實驗組顯著.

熱預處理一方面引發(fā)餐廚垃圾中有機顆粒物膨脹,促進顆粒內(nèi)大分子物質(zhì)外壁孔徑增大,從而有利于分解溶出并釋放其內(nèi)部有機物質(zhì);另一方面,有機物質(zhì)在加熱條件下更易液化,進而促進 了大分子有機物降解為可溶性小分子的轉(zhuǎn)化[20].

圖5 餐廚垃圾不同處理方式后掃描電鏡圖Fig.5 SEM pictures of food wastes from different pretreatments

堿預處理時向餐廚垃圾內(nèi)加入的 OH-能破壞餐廚垃圾有機物質(zhì)的絮體結(jié)構(gòu),同時可在一定溫度下,水解、皂化蛋白質(zhì)和脂多糖,進而破壞餐廚垃圾內(nèi)有機質(zhì)的多孔介質(zhì)結(jié)構(gòu),使有機質(zhì)向濃度較低的外環(huán)境釋放,且OH-還可水解一些蛋白質(zhì)及糖類分子,使餐廚垃圾中難溶有機物轉(zhuǎn)化為可溶性物質(zhì),轉(zhuǎn)移到液相中便于微生物下一步利用[19].

在熱和堿的共同作用下,餐廚垃圾絮體結(jié)構(gòu)解體,表面出現(xiàn)許多孔穴,易降解有機物質(zhì)和大部分難降解有機物質(zhì)轉(zhuǎn)化為可溶性小分子物質(zhì),從而利于微氧發(fā)酵過程中微生物的利用.故熱堿預處理條件下餐廚垃圾微氧發(fā)酵產(chǎn)VFAs及乙酸效果最好.

3 結(jié)論

3.1 實驗中5種預處理方法均促進了餐廚垃圾水解效率的提高.不同預處理方式對餐廚垃圾微氧發(fā)酵水解的影響程度依次為:熱堿預處理＞超聲預處理＞堿預處理＞酸預處理＞熱預處理,其餐廚垃圾 SCOD含量分別較空白實驗組提高了46.54%、37.70%、33.31%、21.28%和19.95%.

3.2 發(fā)酵體系進程中,各預處理條件下,VFAs及乙酸含量由大到小依次為熱堿預處理、超聲預處理、堿預處理、酸預處理、熱預處理;熱堿預處理VFAs濃度比空白對照、酸、堿、超聲及熱預處理的VFAs濃度分別提高了54.34%、37.41%、31.87%、12.16%和43.99%;乙酸濃度分別提高了77.06%、53.57%、32.22%、20.68%和62.55%.

3.3 不同預處理方式對酸化產(chǎn)物的組分構(gòu)成影響不大.乙酸為主要成分,約占 VFAs總量的81.81%～92.35%,丙酸產(chǎn)量為 0.00%～7.48%,丁酸約占6.69%～17.36%.

3.4 不同預處理方式對餐廚垃圾接種酵母菌和醋酸菌微氧發(fā)酵的影響順序為:熱堿預處理＞超聲預處理＞堿預處理＞酸預處理＞熱預處理＞空白,其中熱堿預處理條件下餐廚垃圾微氧發(fā)酵產(chǎn)VFAs及乙酸效果最好.

[1] Zhang D Q, Keat T S, Gersberg M R. Municipal solid waste management in China: status, problems and challenges [J]. Journal of Environmental Management, 2010,91(8):1623-1633.

[2] Melikoglu Mehmet, Lin CarolSzeKi, Webb Colin. Analysing global food waste problem: Pinpointing the facts and estimating the energy content [J]. Central European Journal of Engineering, 2013,3(2):157-164.

[3] Li X M, Yu C K, Ammaiyappan S, et al. Bioelectricity production from acidic food waste leachate using microbial fuel cells: Effect of microbial inocula [J]. Process Biochemistry, 2013,48(2): 283-288.

[4] Li Y, He D W, Niu D J, et al. Acetic acid production from food wastes using yeast and acetic acid bacteria micro-aerobic fermentation [J]. Bioprocess & Biosystems Engineering, 2015, 38(5):863-869.

[5] 張存勝.厭氧發(fā)酵技術(shù)處理餐廚垃圾產(chǎn)沼氣的研究 [D]. 北京:北京化工大學, 2013.

[6] 焦剛珍,李 明,趙由才.不同來源污泥接種餐廚垃圾厭氧發(fā)酵產(chǎn)氫效果研究 [J]. 環(huán)境污染與防治, 2009,31(2):19-22.

[7] 趙云飛,劉曉玲,李十中,等.餐廚垃圾與污泥高固體聯(lián)合厭氧產(chǎn)沼氣的特性 [J]. 農(nóng)業(yè)工程學報, 2011,27(10):255-260.

[8] 馬鴻志,宮利娟,汪群慧,等.運動發(fā)酵單胞菌同步糖化發(fā)酵廚余垃圾制取乙醇 [J]. 中國環(huán)境科學, 2008,28(3):251-254.

[9] 宋 娜,汪群慧,王利紅,等.乙醇預發(fā)酵對餐廚垃圾與酒糟水解酸化和甲烷發(fā)酵的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2015,35(7):2095-2102.

[10] 高 明,馬鴻志,蘇 偉,等.糟液循環(huán)對開放式餐廚垃圾乙醇發(fā)酵的影響及工藝改進 [J]. 中國環(huán)境科學, 2015,35(12):3721-3727.

[11] 鄒 惠,汪群慧,劉建國,等.Zn2+及 Fe3+對嗜淀粉乳桿菌開放式發(fā)酵產(chǎn)乳酸的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2012,32(3):499-503.

[12] Minale M, Worku T. Anaerobic co-digestion of sanitary wastewater and kitchen solid waste for biogas and fertilizer production under ambient temperature: waste generated from condominium house [J]. International Journal of Environmental Science and Technology, 2014,11(2):509-516.

[13] 張瑛華,張書廷,汪群慧.有機廢水厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸的試驗研究 [J].中國給水排水, 2007,23(23):64-66.

[14] 覃 莉,王 志,陳 雄,等.酵母菌醋酸菌混菌發(fā)酵高產(chǎn)醋酸工藝研究 [J]. 中國釀造, 2012,(1):144-147.

[15] Vlyssides A G, Karlis P K. Thermal-Alkaline Solubilization of Waste Activated Sludge as a Pre-Treatment Stage for Anaerobic Digestion [J]. Bioresource Technology., 2004,91(2):201-206.

[16] American Public Health Association. Standard methods for the examination of water and wastewater [M]. Washington, 1992.

[17] 吳 云.餐廚垃圾厭氧消化影響因素及動力學研究 [D]. 重慶:重慶大學, 2009.

[18] 劉曉玲.城市污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸條件優(yōu)化及其機理 [D]. 江蘇:江南大學, 2008.

[19] Neyens E, Baeyens J. A review of thermal sludge pre-treatment processes to improve dewaterability [J]. Journal of Hazardous Materials, 2003,98(1-3):51–67.

[20] 王佳明,蔣建國,宮常修.超聲波預處理對餐廚垃圾產(chǎn)VFAs的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2014,34(5):1207-1211.

[21] 徐龍君,吳 江.預處理對城市固體有機垃圾厭氧發(fā)酵的影響[J]. 環(huán)境污染與防治, 2006,28(1):62-64.

[22] 苑宏英,張華星,陳銀廣. pH對剩余污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)生的COD、磷及氨氮的影響 [J]. 環(huán)境科學, 2006,27(7):1358-1361.

[23] 任南琪,趙 丹,陳曉蕾,等.厭氧生物處理丙酸產(chǎn)生和積累的原因及控制對策 [J]. 中國科學(B輯化學), 2002,(1):83-89.

Effects of pretreatments on the production of acetic acid from food wastes by yeast and acetic acid bacteria during micro-aerobic fermentation.

LI Yang, DENG Yue, ZHOU Tao, ZHAO You-cai*(State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, Tongji University, Shanghai 200092, China). China Environmental Science, 2017,37(5)：1838～1843

Immature end-of-pipe treatment mode and technology restrict resource utilization of food wastes with increasing growth rate, and bring potential environmental risk to society and human. Strengthen conditions, different kinds of pretreatments, for producing VFAs through a micro-aerobic fermentation by yeast and acetic acid bacteria in food wastes was studied, including acid, alkaline, ultrasonic, heat and alkali-heat pretreatment. The results showed that all kinds of pretreatments benefited the production of VFAs and acetic acid with no influence on product components. Acetic, propionic and butyric acid accounted for about 81.81%～92.35%, 0.00%～7.48% and 6.69%～17.36% of total VFAs, respectively. The best performance was reached by alkali-heat pretreatment through 7days micro-aerobic fermentation with 22.04g/L SCOD concentration, 30.08g/L VFAs and 27.78g/L acetic acid, which increased by 46.54%, 54.34% and 77.06% compared to blank group.

food wastes；pretreatment；yeast；acetic acid bacteria；micro-aerobic fermentation；acetic acid

X705

A

1000-6923(2017)05-1838-06

李 陽(1991-),女,黑龍江哈爾濱人,碩士研究生,主要從事固體廢物處理處置與資源化研究工作.發(fā)表論文2篇.

2016-09-08

國家科技支撐計劃(2014BAL02B05)

* 責任作者, 教授, zhaoyoucai@#edu.cn