氨氮質(zhì)量濃度對(duì)餐廚垃圾厭氧消化產(chǎn)沼氣的影響

許之揚(yáng)， 趙明星， 繆恒峰， 任紅艷， 黃振興， 王 濤， 高樹梅， 阮文權(quán)

（江南大學(xué) 環(huán)境與土木工程學(xué)院，江蘇 無(wú)錫 214122）

近年來(lái)，餐廚垃圾的厭氧消化處理受到廣泛關(guān)注，其在廢棄物減量化、生物安全和可再生潔凈能源獲得等方面具有優(yōu)勢(shì)[1-3]。影響厭氧消化過(guò)程的因素很多[4]，而由于餐廚垃圾富含易降解有機(jī)氮[5]，厭氧消化過(guò)程中容易產(chǎn)生大量的氨氮；且厭氧消化體系缺乏自養(yǎng)型無(wú)機(jī)氮代謝微生物，使反應(yīng)體系氨氮的積累加劇[6-8]，導(dǎo)致氨氮成為影響該反應(yīng)過(guò)程的重要因素之一。過(guò)量的氨氮積累會(huì)影響反應(yīng)過(guò)程順利進(jìn)行，嚴(yán)重時(shí)則會(huì)使整個(gè)反應(yīng)停止。一般認(rèn)為，氨氮質(zhì)量濃度達(dá)到1 500～3 000 mg/L時(shí)，厭氧消化體系開始受到抑制[9-10]，當(dāng)氨氮質(zhì)量濃度高達(dá)11 800 mg/L時(shí)，厭氧消化體系90%的產(chǎn)甲烷活性被抑制[11]。

有研究表明，厭氧消化體系氨氮質(zhì)量濃度的升高不僅對(duì)產(chǎn)甲烷菌具有抑制，而且會(huì)導(dǎo)致體系中揮發(fā)性脂肪酸的積累[12]。而作為沼氣的重要組成元素，碳元素的轉(zhuǎn)化和利用效率在一定程度上可反映氨氮對(duì)厭氧消化過(guò)程的抑制程度。反應(yīng)體系中有機(jī)碳濃度的變化能指示厭氧消化過(guò)程不同階段的運(yùn)行效率以及各階段間的協(xié)作效果[13]。但是分析不同氨氮質(zhì)量濃度對(duì)餐廚垃圾厭氧消化體系中有機(jī)酸和有機(jī)碳影響的研究較少。

本研究希望通過(guò)對(duì)不同氨氮質(zhì)量濃度下反應(yīng)體系產(chǎn)氣、有機(jī)碳去除，以及揮發(fā)性脂肪酸的累積情況變化，分析氨氮對(duì)餐廚垃圾厭氧消化過(guò)程的抑制影響。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

餐廚垃圾取自江南大學(xué)二食堂，其主要成分參見(jiàn)表1；產(chǎn)甲烷菌種取自江蘇潔凈環(huán)境科技有限公司長(zhǎng)期處理餐廚垃圾的厭氧消化罐，反應(yīng)罐處理溫度（θ）為 55 ℃，水力停留時(shí)間（HRT）為 30 d，污泥總固體質(zhì)量分?jǐn)?shù)（TS）為3.31%。

表1 餐廚垃圾成分Table 1 Characterization of food wastes

1.2 實(shí)驗(yàn)裝置

本實(shí)驗(yàn)中使用瑞典碧普公司生產(chǎn)的甲烷自動(dòng)潛力測(cè)試系統(tǒng) （automatic methane potential test system）作為餐廚垃圾厭氧消化反應(yīng)裝置（圖1）。每一個(gè)反應(yīng)單元由一個(gè)500 mL的玻璃瓶、密封裝置、攪拌裝置和氣體收集管組成。反應(yīng)產(chǎn)生的沼氣可通過(guò)該系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)在線監(jiān)測(cè)。反應(yīng)溫度為55℃。

圖1 產(chǎn)甲烷潛力測(cè)試儀Fig.1 Automatic methane potential test system

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

在前期研究的基礎(chǔ)上，設(shè)定反應(yīng)體系的物料質(zhì)量比為 m（餐廚垃圾）∶m（污泥）=1∶4，以 NH4Cl為外源性無(wú)機(jī)氮源，設(shè)置反應(yīng)體系的初始氨氮質(zhì)量濃度為 0、1 500、3 000、4 500、6 000 mg/L， 以下分別用C、N1、N2、N3和N4表示這5種初始氨氮質(zhì)量濃度的反應(yīng)體系。反應(yīng)過(guò)程中不調(diào)節(jié)pH值。根據(jù)產(chǎn)甲烷潛力測(cè)試系統(tǒng)實(shí)時(shí)記錄產(chǎn)氣數(shù)據(jù)。

1.4 測(cè)定方法

TS和VS的測(cè)定采用質(zhì)量法[14]，氨氮的測(cè)定采用水楊酸法[15]，總氮和粗蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)測(cè)定采用凱氏氮法[16]，碳水化合物測(cè)定采用苯酚硫酸法[17]，脂肪含量測(cè)定采用索氏萃取法[18]。

有機(jī)酸的測(cè)定：有機(jī)酸測(cè)定采用液相色譜法，柱子為ZORBAX SB-Aq柱，柱尺寸150 mm×4.6 mm，5 μm；流動(dòng)相：體積分?jǐn)?shù)1%乙腈、體積分?jǐn)?shù)99%0.02 mol/L NaH2PO4，調(diào) pH 至 2.0（用磷酸調(diào)節(jié)）；流動(dòng)相體積流量0.5 mL/min；進(jìn)樣量10 μL；柱溫30℃；紫外檢測(cè)波長(zhǎng)210 nm。

TOC的測(cè)定：采用日本島津公司TOC-Vcsh測(cè)定儀。

取樣品2 g放入坩堝中，放置于105℃烘箱中2 h。取出冷卻后分別裝入2個(gè)樣品盅中，控制在0.1 g左右，分別放入TOC測(cè)定儀中測(cè)定TC（總碳質(zhì)量濃度）和IC（無(wú)機(jī)碳質(zhì)量濃度），最后得出結(jié)果。

產(chǎn)氣速率擬合采用Gauss方程：

式中：y為實(shí)時(shí)產(chǎn)氣速率，y0為產(chǎn)氣速率本底值，tw為反應(yīng)持續(xù)時(shí)間，A為反應(yīng)時(shí)間內(nèi)產(chǎn)氣量，xC為產(chǎn)氣速率峰值時(shí)刻。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同氨氮質(zhì)量濃度條件下沼氣累積情況分析

不同氨氮質(zhì)量濃度下，餐廚垃圾厭氧消化體系的產(chǎn)氣情況如圖2所示。整個(gè)反應(yīng)過(guò)程呈現(xiàn)出兩個(gè)產(chǎn)氣高峰階段，分別在反應(yīng)的0～18 h和72～180 h。在第一個(gè)產(chǎn)氣高峰，各組分產(chǎn)氣情況變化不大，并未隨氨氮質(zhì)量濃度的不同而發(fā)生明顯改變，當(dāng)反應(yīng)進(jìn)行到第18小時(shí)，各組分（干質(zhì)量）累積產(chǎn)沼氣量分別達(dá)到 117.2、108.8、102.9、100.7、96.7 mL/g；而在第二個(gè)產(chǎn)氣高峰時(shí)，各組分隨著氨氮質(zhì)量濃度的升高，累積產(chǎn)氣量呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，當(dāng)反應(yīng)停止時(shí)，各組分 （干質(zhì)量）的累積產(chǎn)氣量分別為547.6、508.2、480.6、480.6、466.6 mL/g。

圖2 不同氨氮質(zhì)量濃度下累積產(chǎn)氣量情況（干質(zhì)量條件下）Fig.2 Biogas production under different concentration of ammonia

氨氮質(zhì)量濃度的變化對(duì)餐廚垃圾厭氧消化產(chǎn)甲烷過(guò)程的產(chǎn)氣速率影響較明顯，如圖3所示，在整個(gè)反應(yīng)過(guò)程中也出現(xiàn)了兩個(gè)產(chǎn)甲烷速率高峰。利用Gauss方程擬合兩個(gè)階段，第一個(gè)產(chǎn)氣高峰時(shí)，反應(yīng)體系產(chǎn)氣速率激增，但是持續(xù)時(shí)間較短。隨著反應(yīng)體系氨氮質(zhì)量濃度的不斷提高，最大產(chǎn)氣速率y值呈下降趨勢(shì)，各組（干質(zhì)量條件下）分別為26.3、19.4、15.1、13.4 mL/（h·g）和 11.8 mL/（h·g），且達(dá)到最大產(chǎn)氣速率的時(shí)刻xc不斷延遲，從組分C的第6小時(shí)延遲至組分N4的第12小時(shí)。

相對(duì)于第一個(gè)產(chǎn)氣高峰，第二個(gè)產(chǎn)氣高峰時(shí)反應(yīng)體系產(chǎn)氣速率變化較為緩慢，但整個(gè)產(chǎn)氣過(guò)程延續(xù)時(shí)間較長(zhǎng)。與第一個(gè)產(chǎn)氣高峰相同，隨著氨氮質(zhì)量濃度的升高，最大產(chǎn)氣速率y值不斷降低，從組分 C 的 6.0 mL/（h·g）降低到組分 N4 的 2.7 mL/（h·g），且達(dá)到最大產(chǎn)氣速率的時(shí)刻xc不斷延遲，從組分C的第108小時(shí)延遲至組分N4的第150小時(shí)。

圖3 不同氨氮質(zhì)量濃度下產(chǎn)氣速率變化情況（干質(zhì)量條件下）Fig.3 Changes of biogas production rate under different concentrations of ammonia

上述結(jié)果表明，氨氮質(zhì)量濃度對(duì)餐廚垃圾厭氧消化產(chǎn)甲烷體系存在顯著抑制，隨著質(zhì)量濃度的不斷提高，反應(yīng)體系受抑制程度不斷增強(qiáng)。

2.2 不同氨氮質(zhì)量濃度條件下有機(jī)碳去除情況

對(duì)于固體有機(jī)廢棄物，反應(yīng)體系首先需要將其水解成可溶性小分子才能進(jìn)一步消化利用[13]。因此，溶解性有機(jī)碳的變化趨勢(shì)能反映厭氧消化過(guò)程中對(duì)底物的利用情況。由圖4可知，反應(yīng)初始階段，各組分溶解性有機(jī)碳質(zhì)量濃度均迅速上升，隨著反應(yīng)體系氨氮質(zhì)量濃度的提高，其最高質(zhì)量濃度的出現(xiàn)時(shí)間從C組的第5小時(shí)推遲到N4組的第50小時(shí)，相應(yīng)質(zhì)量濃度分別為4 900 mg/L和5 188 mg/L。這表明：餐廚垃圾厭氧消化水解階段隨著氨氮質(zhì)量濃度升高而逐漸受到抑制，導(dǎo)致固相中有機(jī)物的水解速率逐漸降低。而隨著厭氧消化反應(yīng)的進(jìn)行，溶解性有機(jī)碳質(zhì)量濃度不斷下降，這表明體系中產(chǎn)甲烷菌利用底物產(chǎn)甲烷的速率大于固體有機(jī)物水解的速率。同時(shí)，隨著體系氨氮質(zhì)量濃度的升高，產(chǎn)甲烷菌活性受抑制程度提高，溶解性有機(jī)碳消耗速率逐漸降低，當(dāng)反應(yīng)終止時(shí)，溶解性有機(jī)碳質(zhì)量濃度從C組的1 962.4 mg/L上升到N4組的2 490.0 mg/L。實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示，隨著氨氮質(zhì)量濃度的升高，反應(yīng)體系產(chǎn)甲烷活性受抑制程度不斷提高。

由圖5可知，隨著反應(yīng)體系氨氮質(zhì)量濃度的提高，總有機(jī)碳（TOC）的去除率呈逐漸降低的趨勢(shì)，當(dāng)氨氮質(zhì)量濃度小于3 000 mg/L時(shí)，有機(jī)碳去除率雖有所降低，但并不明顯，從C組的57.4%降低到N2組的53.8%，總有機(jī)碳利用率只降低6.3%。當(dāng)反應(yīng)體系氨氮質(zhì)量濃度大于3 000 mg/L時(shí)，總有機(jī)碳利用率顯著下降，相對(duì)于C組，N3和N4組總有機(jī)碳利用率分別下降了15.2%和29.3%。由總有機(jī)碳隨氨氮質(zhì)量濃度升高利用情況的變化趨勢(shì)獲得相應(yīng)擬合曲線為：y=-0.495x2+0.291x+56.97，R2=0.991。由此計(jì)算出氨氮抑制餐廚垃圾厭氧消化過(guò)程的半抑制濃度為7 860 mg/L。

圖4 不同氨氮質(zhì)量濃度下各組分溶解性有機(jī)碳變化情況Fig.4 Trends ofdissolved TOC under different concentrations of ammonia

圖5 不同氨氮質(zhì)量濃度下總有機(jī)碳去除率Fig.5 Removal of TOC under different concentrations of ammonia

2.3 氨氮質(zhì)量濃度變化對(duì)反應(yīng)體系揮發(fā)性脂肪酸積累的影響

揮發(fā)性有機(jī)酸的累積會(huì)造成反應(yīng)體系酸堿度變化，進(jìn)而影響產(chǎn)甲烷活性[19]。從圖6可知，反應(yīng)體系中揮發(fā)性脂肪酸（VFA）質(zhì)量濃度呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì)。

圖6 不同氨氮質(zhì)量濃度下?lián)]發(fā)性脂肪酸變化情況Fig.6 Trends of VFAs under different concentrations of ammonia

其中乙酸作為最主要成分，在累積量達(dá)到最高時(shí)，占揮發(fā)性脂肪酸總量的72.4%，此時(shí)揮發(fā)性脂肪酸總質(zhì)量濃度和乙酸質(zhì)量濃度分別為10.5 g/L和7.6 g/L。由此看出：反應(yīng)體系中乙酸型產(chǎn)甲烷微生物的活性隨氨氮質(zhì)量濃度提高受抑制程度明顯。反應(yīng)的初始階段，由于外源性氨氮尚未進(jìn)入微生物細(xì)胞，氨氮對(duì)產(chǎn)甲烷菌的活性抑制不明顯，以乙酸為主的揮發(fā)性有機(jī)酸被及時(shí)利用，未出現(xiàn)大量累積，質(zhì)量濃度維持在較低水平，反應(yīng)第38小時(shí)前各組乙酸質(zhì)量濃度均小于 2 g/L，分別為 1.2、0.3、1.0、1.7 g/L和0.7 g/L。

隨著反應(yīng)的進(jìn)行，氨氮抑制效應(yīng)逐漸顯現(xiàn)，揮發(fā)性脂肪酸迅速積累。隨著氨氮質(zhì)量濃度的上升，揮發(fā)性脂肪酸累積速率逐漸提高，除對(duì)照組外，質(zhì)量濃度分別從第 38 小時(shí)的 4.9、3.2、4.5、3.6、3.7 g/L升高到 7.8、7.2、8.2、8.5、10.5 g/L， 相應(yīng)乙酸質(zhì)量濃度則從 1.2、0.3、1.0、1.7、0.7 g/L 升高到 3.0、2.8、3.7、5.6、7.6 g/L。這表明：氨氮質(zhì)量濃度越高，產(chǎn)甲烷活性受抑制程度越嚴(yán)重。在反應(yīng)末期，厭氧消化系統(tǒng)有機(jī)酸最終被利用，則表明：一方面，雖然氨氮對(duì)產(chǎn)甲烷活性有明顯抑制效應(yīng)，但是在實(shí)驗(yàn)設(shè)定的氨氮質(zhì)量濃度梯度范圍內(nèi)未完全抑制；另一方面，反應(yīng)體系剩余有機(jī)碳主要體現(xiàn)在未被水解的餐廚垃圾里，氨氮對(duì)水解階段抑制較為緩慢，反應(yīng)進(jìn)行相當(dāng)長(zhǎng)時(shí)間后水解階段才被完全抑制。

研究表明：在反應(yīng)體系中，丙酸出現(xiàn)了明顯的積累，反應(yīng)初始階段，丙酸迅速積累至峰值，質(zhì)量濃度達(dá)到1.9 g/L；隨著反應(yīng)的進(jìn)行，丙酸質(zhì)量濃度雖有下降，但迅速上升到較高水平，并保持在1 g/L以上。Hanaki[20]認(rèn)為，抑制甲烷活性的丙酸質(zhì)量濃度是1 g/L。而本實(shí)驗(yàn)中的丙酸質(zhì)量濃度均高于1 g/L。結(jié)合溶解性有機(jī)碳積累情況分析，由于反應(yīng)初始階段產(chǎn)甲烷活性未受到外源性氨氮抑制，因此丙酸質(zhì)量濃度的迅速升高主要是由于反應(yīng)體系水解速率過(guò)快，產(chǎn)甲烷活性不能及時(shí)利用水解產(chǎn)物所致；但隨著產(chǎn)甲烷活性的逐漸提高，起初積累的丙酸逐漸被轉(zhuǎn)化利用，而之后丙酸的積累主要是由于氨氮抑制所引起的。外源性氨氮的加入對(duì)丙酸的積累有一定的作用，相應(yīng)地消除了部分丙酸對(duì)產(chǎn)甲烷活性的抑制效應(yīng)。

反應(yīng)體系中丁酸隨反應(yīng)過(guò)程的進(jìn)行其質(zhì)量濃度始終保持較低且無(wú)明顯變化。

3 結(jié)語(yǔ)

1）整個(gè)反應(yīng)過(guò)程呈現(xiàn)出兩個(gè)產(chǎn)氣高峰階段，外源氨氮對(duì)厭氧消化體系的抑制主要體現(xiàn)在產(chǎn)氣速率峰值的降低以及使產(chǎn)氣過(guò)程延遲。兩個(gè)產(chǎn)氣高峰，氨氮質(zhì)量濃度達(dá)到6 000 mg/L時(shí)的最大產(chǎn)氣速率均最低，分別為對(duì)照組的44.8%和45%，相應(yīng)產(chǎn)氣高峰時(shí)間比對(duì)照延遲6 h和42 h；累積產(chǎn)氣量隨氨氮質(zhì)量濃度升高明顯降低，氨氮質(zhì)量濃度達(dá)到6 000 mg/L時(shí)累積產(chǎn)氣量比對(duì)照組減少14.8%。

2）氨氮質(zhì)量濃度的升高，溶解性有機(jī)碳初始積累速率降低，甲烷菌對(duì)其利用能力也逐漸降低。氨氮抑制餐廚垃圾厭氧消化過(guò)程的半抑制濃度為7 860 mg/L。

3）反應(yīng)體系有機(jī)碳的積累主要是由于餐廚垃圾未被水解，氨氮對(duì)水解階段抑制較為緩慢，氨氮質(zhì)量濃度的升高造成丙酸積累逐漸下降，一定程度上緩解丙酸抑制產(chǎn)甲烷活性。

[1]Shi Y，Zhao X T，Cao P，et al.Hydrogen bio-Production through anaerobic microorganism fermentation using kitchen wastes as substrate[J].Biotechnol Lett，2009，31（9）：1327-1333.

[2]Cao X Y，Zhao Y C.The influence of sodium on biohydrogen production from food waste by anaerobic fermentation[J].J Mater Cycles Waste Manag，2009（11）：244-250.

[3]Shin H S，Youn J H，Kim S H.Hydrogen production from food waste in anaerobie mesophilic and thermophilic aeidogenesis[J].Int J Hydrogen Energy，2004，29：1355-1363.

[4]王壽權(quán)，嚴(yán)群，阮文權(quán).藍(lán)藻豬糞共發(fā)酵產(chǎn)沼氣初步研究[J].食品與生物技術(shù)學(xué)報(bào)2008，27（5）：108-112.WANG Shouquan，YAN Qun，RUAN Wenquan.Research of anaerobic digestion of blue-green algae and pig manure[J].Journal of Food Science and Biotechnology，2008，27（5）：108-102.（in Chinese）

[5]Hansen K，Ahring H.Quantification of syntrophic fatty acid-β -oxidizing bacteria in a mesophilic biogas reactor by oligonucleotide probe hybridization[J].Applied and Environmental Microbiology，1999，65（11）：4767-4774.

[6]Cheng J，Liu B.Swine wastewater treatment in anaerobic digesters with floating medium[J].Transactions of the American Society of Agriculture and Biological Engineers，2002，45（3）：799-805.

[7]Noike T，Goo I S，Matsumoto H，et al.Development of a new type of anaerobic digestion equipped with the function of nitrogen removal[J].Water Science and Technology，2004，49（5-6）：173-179.

[8]Ulundag-Demirer S，Demirer G N，F(xiàn)rear C，et al.Anaerobic digestion of dairy manure with enhanced ammonia removal[J].Journal of Environment Management，2008，86（1）：193-200.

[9]Koster I W，Lettinga G.The influence of ammonium-nitrogen on the specific activity of palletized methanogenic sludge[J].Agric Wastes，1984，9（3）：205-216.

[10]Van Velsen A F M.Adaptation of methanogenic sludge to high ammonia-nitrogen concentrations[J].Water Res，1979，13（10）：995-999.

[11]Koster I W.Characteristics of the pH-influenced adaptation on methanogenic sludge to ammonia toxicity[J].J Chem Tech Biotechnol，1986，36：445-455.

[12]Dpbt B，Strik A M，Domnanovich P Holubar.A pH-based control of ammonia in biogas during anaerobic digestion of artificial pig manure and maize silage[J].Process Biochemistry，2006，41：1235-1238.

[13]Lee Y L，Miyahara T，Noike T.Effect of pH on microbial hydrogen fermentation[J].J Chem Technol Biotechnol，2002，77：694-698.

[14]Hector M，Poggi-Varaldo Jan，Oleszkiewicz A.Anaerobic co-composting of municipal solid waste and waste sludge at high total solid levels[J].Environ Technol，1992，13：409-421.

[15]國(guó)家環(huán)保局.水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[M].第4版.北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，2002.

[16]Hall N G，Schonfeldt H C.Total nitrogen vs.amino-acid profile as indicator of protein content of beef[J].Food Chemistry，2013，140（3）：608-612.

[17]Dubois M，Gilles K A，Hamilton J K，et al.Colrimetric method for determination of sugars and related substances[J].Anal Chem，1956，28（3）：350-356.

[18]Liu X L，Liu H，Chen J H，et al.Enhancement of solubilization and acidification of waste activated sludge by pretreatment[J].Waste Management，2008，28（12）：2614-2622.

[19]Killilea J E，Colleran E，Scahill C.Establishing procedures for design，operation and maintenance of sewage sludge anaerobic treatment plants[J].Water Sci Technol，2000，41（3）：305-312.

[20]Hanaki K，Hirunmasuwan S，Matsuo T.Protection of methanogenic bacteria from low pH and toxic materials by immobilization using polyvinyl alcohol[J].Water Res，1994，28（4）：877-885.