TS对城市有机垃圾和剩余污泥联合厌氧消化的影响

韩文彪;徐霞

【摘 要】在中温(35℃)条件下,以城市有机垃圾和污水处理厂剩余污泥为发酵原料,其中生活垃圾:污泥=4:1(w/w,干重),研究了固形物含量分别为3％,4％,6％,8％,10％对厌氧发酵过程及发酵效率的影响.结果表明:当发酵液TS为4％时厌氧发酵效率最高,发酵过程中pH适宜产甲烷菌生长,产气时间长,累积产气量最大,为11 967 mL,且甲烷含量较高;同时发酵过程中氨氮浓度升高缓慢,不会对甲烷菌造成氨抑制,对原料中有机质的降解效果明显,COD去除率为61.7％,rs去除率为47.19％,vs去除率为55.93％.

【期刊名称】《可再生能源》 【年(卷),期】2014(032)009 【总页数】5页(P1418-1422)

【关键词】TS;城市有机垃圾;剩余污泥;厌氧消化 【作 者】韩文彪;徐霞

【作者单位】中科院生态环境研究中心鄂尔多斯固体废弃物资源化工程技术研究所,内蒙古鄂尔多斯017000;鄂尔多斯市城市矿产研究开发有限责任公司,内蒙古鄂尔多斯017000;中科院生态环境研究中心鄂尔多斯固体废弃物资源化工程技术研究所,内蒙古鄂尔多斯017000;鄂尔多斯市城市矿产研究开发有限责任公司,内蒙古鄂尔多斯017000 【正文语种】中 文

【中图分类】TK6;S216.4 0 引言

生活垃圾是城市发展的必然产物，它具有含水量大、有机质含量高等特点，大量遗弃会造成巨大的资源浪费，若采用厌氧发酵工艺进行处理，不仅可以实现废弃物污染的减量化、资源化和无害化，而且也可得到清洁能源——甲烷。但是，生活垃圾成分复杂，且含有许多不易分解的有机物，采用单一原料进行厌氧发酵，消化效率会受到很大限制[1]。如何提高垃圾的消化效率是城市有机废弃物厌氧发酵处理中首要的问题。有研究表明，采用两种原料进行联合发酵能够提高厌氧消化效率[2]～[7]。在城市垃圾中，污水厂的剩余污泥不仅含有大量有机质和N，P，K等营养元素，而且还含有许多厌氧消化细菌，因此具有很好的发酵特性。若将生活垃圾和污水处理厂的剩余污泥进行联合厌氧发酵，能在一定程度上提高厌氧消化效率，这不仅可以实现污水处理和垃圾处理的工艺整合，而且节省建厂占地面积和资金投入，同时也减少了对周围环境的污染。

本实验以城市有机垃圾和污水厂剩余污泥为发酵原料，研究了不同固含率对厌氧消化效果的影响，以期为城市生活垃圾和剩余污泥联合厌氧消化的工程化应用提供理论依据。 1 材料与方法 1.1 试验材料

本试验所用生活垃圾原料来自鄂尔多斯市东胜区垃圾处理厂，原生垃圾经粗略分选后，人工分拣其中有机成分，先进行粗破碎，粒径均匀小于2 cm，然后用胶体磨进行研磨、匀浆 （粒径4～5 mm）。剩余污泥来自于东胜区污水处理厂，厌氧消化菌种取自本实验室联合厌氧消化后的沼液。原料理化性质见表1。 表1 试验原料理化性质Table 1 The physicochemical properties of raw

materials名称 pH生活垃圾剩余污泥菌种3.96 7.93 7.95 COD mg/L 86 000 92 000 38 000氨氮mg/L 458.18 694.59 1 037.91 TS % 10.32 11.16 9.8 VS % 9.31 7.06 3.99 VS/TS % 90.22 63.78 40.69 1.2 试验方法 1.2.1 试验装置

试验装置为实验室自行制作的小型厌氧发酵装置，主要由发酵瓶与集气装置组成。为了能观察到发酵原料体积和物料状态的变化，选用透明的玻璃圆底烧瓶作为发酵瓶。发酵瓶用橡胶塞密封，橡胶塞上设有输气口和取样口，集气装置采用排水集气法，集气瓶为广口瓶。将准备好的发酵瓶放置于恒温水浴箱内保温，装置示意图见图1。

图1 厌氧消化试验装置Fig.1 Experimental device of anaerobic digestion1-恒温水浴箱；2-取样口；3-发酵瓶；4-储气瓶；5-橡胶塞；6-导管；7-储水瓶 1.2.2 测定方法

试验的主要分析项目[8]：TS（固含率），设定烘箱温度为105～110℃，烘干24 h至恒重后测定；VS(挥发性固体)，将烘干后的物料用马弗炉以550℃灼烧1 h，前后质量差值即为VS；氨氮，采用凯氏定氮法进行测定；pH值，采用pH计进行测定（5-3C型pH测定仪）；COD，采用重铬酸钾法进行测定；气体成分和气体体积，分别采用气相色谱法（GC112A气象色谱仪）和排水法进行测定。 1.2.3 试验设计

本试验以脱水污泥和生活垃圾中有机物为原料进行厌氧发酵，其中生活垃圾∶污泥=4∶1（w/w，干重），总体积为 1 L，发酵周期为45 d，温度为（35±1）℃。试验固含率设为 5个梯度，分别为3%，4%，6%，8%，10%，同时设置一个空白参比组（只有菌种），每个试验组设两组平行，每天搅拌两次（8:00和18:00），每次10 min。每天量取产气体积，不产气时发酵结束。

2 结果与讨论

2.1 不同TS对pH的影响

图2 厌氧消化过程中pH值的变化Fig.2 pH changes of anaerobic digestion 图2描述了各组试验中pH值随时间的变化关系。从图中可以看出,对于不同TS含量的消化系统，在其消化反应过程中，pH值变化呈现先下降后又缓慢上升的趋势。各组试验开始时pH值在7.0左右，反应开始后随着TS的增大，pH下降速度逐渐变慢 （pH值降到最低所需时间随着TS的增大逐渐变长）。TS为3%，4%和6%的试验组在第4～8天pH降到最低，分别为6.76，5.18和4.75；8%和10%的试验组在第12天pH降到最低，分别为4.71和4.85。随后各组pH开始缓慢回升，两高浓度试验组pH不能恢复到6.5以上，TS为3%和4%的试验组pH恢复较快，并能保持在6.3～7.5，符合产气要求的pH环境，有利沼气的产生。造成pH变化的主要原因：试验开始后，由于产酸菌的作用使可溶性有机物转化为多种酸性物质，主要为VFA，此时产酸的速度大于它被产甲烷菌利用而产气的速度，发酵罐的酸性物质逐渐增多，pH值呈下降趋势；待产甲烷菌逐渐适应，消化逐渐稳定后，产酸作用与产甲烷作用达到动态平衡，pH逐渐上升。但是TS浓度太高会加剧有机酸的积累，对产甲烷菌造成毒害，导致发酵系统不能在短期内恢复到适合产沼气的pH范围[9]。

综合考虑产气效率，TS为4%的试验组效果最好。这说明当发酵原料浓度适宜，生活垃圾与污泥联合发酵本身有一定的平衡能力，不需要外界调节也能满足发酵需要。

2.2 不同TS对产气量的影响

由图3可以看出，各组的产气变化趋势大致相似,都是在第1天出现产气高峰，随后迅速降低并趋于相对稳定，此时气体中甲烷含量较低，随着发酵时间的延长，TS为3%的试验组首先在发酵第6天（770 ml）和第10天（385 mL）有两个明

显的产气高峰，随后，TS为4%的处理在发酵第21天（595 mL）和第27天（630 mL）也出现了两个明显的产气高峰，且产气一直持续到发酵结束，其他处理一直到发酵终止均未出现明显的产气高峰。

图3 厌氧消化过程中日产气量的变化Fig.3 Daily biogas changes of anaerobic digestion

从图4可以看出，各处理的累积产气量有明显的差异，累积产气量最大的是TS为4%的处理，产气量为11 967 mL，其次是TS为3%的处理，产气量为8 019 mL，随着TS的增大，累积产气量均变小，最小的是TS为6%的处理，产气量只有4 348 mL。这也可以说明，当TS为4%时，生活垃圾与剩余污泥混合物料进行厌氧消化产气量最大，产气效率最高，即细菌活性最高，有利于进行厌氧发酵。 图4 厌氧消化过程中累积产气量的变化Fig.4 Cumulative biogas changes of anaerobic digestion 2.3 不同TS对甲烷含量的影响

发酵液不同固形物含量与产气中甲烷含量的关系如图5所示，由于发酵开始阶段主要为酸化阶段，甲烷含量较低，故从第16天开始测定甲烷含量。从图中可以看出，发酵液TS对厌氧发酵甲烷含量影响比较明显，各试验组甲烷含量均呈现先上升后下降的趋势。其中，TS为3%和4%的试验组，甲烷含量相对较高，最高时可达82.16%，而其余TS较高的3个试验组甲烷含量相对较低，且增幅不大。主要是由于固形物含量高造成酸化过程VFA大量积累，抑制了产甲烷菌的生长，导致甲烷含量较低。

图5 厌氧消化过程中甲烷含量的变化Fig.5 CH4concentration changes of anaerobic digestion 2.4 不同TS对氨氮的影响

由图6可知，各组的氨氮变化趋势相似，发酵前后各处理下的氨氮值均有增高。

总的来看，固形物含量越高，氨氮值变化越大。主要是因为在消化过程中，含氮大分子逐渐分解，导致发酵液中氨氮浓度不断增加，对产甲烷过程造成抑制现象，并且随着氨氮浓度的升高，抑制作用不断增强。发酵开始阶段氨氮值都在900 mg/L左右，随着发酵时间的增加，TS为3%和4%的试验组氨氮最高值达到1 300 mg/L，另外 3个试验组氨氮最高值达到1 500 mg/L以上，最高时达到1 741.51 mg/L。据报道，在处理污水时，通常氨氮浓度在1 500 mg/L以上时会对厌氧反应有抑制作用，当氨氮浓度大于3 000 mg/L时，会对产甲烷菌有毒害作用[10]。Poggi-Varaldo[11]在比较了几种不同厌氧消化工艺的氨氮抑制浓度时也发现，体系的TS越高，氨氮抑制浓度就越低，这也是造成高浓度发酵底物产气量低的原因。 图6 厌氧消化过程中氨氮的变化Fig.6 Ammonia concentration changes of anaerobic digestion

2.5 不同TS对发酵液COD的影响

不同固形物含量对厌氧消化COD的影响如图7所示。可以看出，由于原料TS含量不同，各组进料的初始COD值依次增大，但在发酵过程中，各处理的COD曲线随着发酵时间的变化而上下波动，发酵结束后，除了菌种的COD变化不大外，其他试验组的COD曲线均出现下降，但下降趋势不是很大。

图7 厌氧消化过程中COD的变化Fig.7 COD changes of anaerobic digestion 发酵前后各组COD的去除率如图8所示。从图中可看出，TS为4%时COD去除率最高，为61.7%；其次是TS为3%时COD去除率为40.6%，除菌种外，TS为10%的试验组COD去除率最小，只有20.5%。因此，TS为4%时COD去除效果最好，随着固形物含量的增加，COD去除率逐渐降低，即TS为4%时厌氧消化效果最好。

图8 厌氧消化COD的降解率Fig.8 The COD degradation rate of anaerobic digestion

2.6 不同TS对TS和VS降解率的影响

不同固形物含量下的TS与VS去除率如图9所示。厌氧发酵结束后，各处理的TS和VS去除率均有很大的变化，其中TS为4%的TS和VS去除率最大，分别为47.19%和55.93%。随着TS的增大，当TS为6%时，TS和VS去除率突然大幅降低，仅为14.19%和3.16%。之后随发酵液TS的增加，其TS和VS的去除率又有增大的趋势，系实验误差造成。因此，当发酵液TS为4%时，TS和VS的降解率最大，最有利于生活垃圾和污泥的混合厌氧发酵。

图9 厌氧消化TS、VS的降解率Fig.9 The TS and VS degradation rate of anaerobic digestion 3 结论

在厌氧发酵过程中，发酵液固形物含量直接影响发酵效果。本试验中，当TS为4%时，厌氧消化效果最好，累计产气量最大，气体中甲烷含量相对较高，同时发酵过程中氨氮含量保持相对低值，不会对产甲烷菌造成抑制作用，厌氧消化前后COD去除率最高，为61.7%，TS去除率为47.19%，VS去除率为55.93%，比其他试验组的去除率均高。由此可见，当发酵液TS为4%时，有利于生活垃圾和剩余污泥混合物料厌氧消化的进行，不仅能有效降解生活垃圾和污泥中的有机质，还能高效的产生沼气，为我国垃圾的“减量化、资源化、无害化”开辟一条新途径。 参考文献：

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