氨氮濃度對餐廚垃圾兩相發(fā)酵中產(chǎn)甲烷相的影響

李政偉， 尹小波,2， 李 強,2， 劉 瑩， 宋文芳， 周 正，2， 唐 治， 鄧雅月,2

(1.農(nóng)業(yè)部沼氣科學(xué)研究所， 四川 成都 610041；2.農(nóng)業(yè)部農(nóng)村可再生能源開發(fā)利用重點實驗室， 四川 成都 610041; 3.北京市優(yōu)質(zhì)農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)銷服務(wù)站， 北京 100101 )

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氨氮濃度對餐廚垃圾兩相發(fā)酵中產(chǎn)甲烷相的影響

李政偉1， 尹小波1,2， 李 強1,2， 劉 瑩3， 宋文芳3， 周 正1，2， 唐 治1， 鄧雅月1,2

(1.農(nóng)業(yè)部沼氣科學(xué)研究所， 四川 成都 610041；2.農(nóng)業(yè)部農(nóng)村可再生能源開發(fā)利用重點實驗室， 四川 成都 610041; 3.北京市優(yōu)質(zhì)農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)銷服務(wù)站， 北京 100101 )

文章實驗采用產(chǎn)酸相中溫產(chǎn)甲烷相高溫兩相發(fā)酵工藝，逐步提高系統(tǒng)中有機負荷，以此研究產(chǎn)甲烷相中氨氮濃度的變化規(guī)律及其影響。結(jié)果表明：氨氮濃度隨有機負荷的提高而增大，當(dāng)有機負荷提高到7.3 gVS·L-1d-1時，氨氮濃度上升到5386 mg·L-1，容積產(chǎn)氣率最高達4.1 L·L-1d-1，系統(tǒng)運行良好；當(dāng)有機負荷達到7.7 gVS·L-1d-1時，氨氮濃度達到6144 mg·L-1，系統(tǒng)出現(xiàn)氨氮抑制；抑制解除后，系統(tǒng)可在有機負荷為3.4 gVS·L-1d-1，氨氮濃度為4586 mg·L-1的條件下穩(wěn)定運行，容積產(chǎn)氣率達到2.5 L·L-1d-1。實驗結(jié)果還顯示：在高濃度氨氮條件下可強化乙酸的代謝，但對丙酸和丁酸的效果不明顯。

氨氮；餐廚垃圾；厭氧發(fā)酵；產(chǎn)甲烷相

餐廚垃圾厭氧發(fā)酵可以實現(xiàn)固體廢棄物的無害化、減量化以及資源化，避免了傳統(tǒng)處置方式帶來的一些環(huán)境問題[1]。近年來，有關(guān)影響餐廚垃圾厭氧發(fā)酵因素的研究越來越多[2]，尤其偏重于對氨氮毒性抑制的研究[3]。研究發(fā)現(xiàn)，對氨氮毒性抑制的影響因素有很多，如氨氮濃度，pH值，溫度，金屬離子,微量元素及系統(tǒng)的馴化程度。而在不同的研究中，造成毒性抑制的氨氮濃度是不同的，這與系統(tǒng)環(huán)境馴化與否有關(guān)[4]。以溫度為例，在高溫下，系統(tǒng)會產(chǎn)生了更高濃度的氨氮，但高溫微生物耐受氨氮的能力更強，是中溫微生物耐受氨氮濃度的兩倍[5]。另外，Lissens[6]等研究發(fā)現(xiàn)，不同的發(fā)酵工藝也會影響氨氮抑制，相比單相系統(tǒng)，兩相發(fā)酵系統(tǒng)對氨氮抑制有著更高的抵抗能力。

目前，有關(guān)氨氮影響的研究多是以豬糞、雞糞為發(fā)酵原料，而以餐廚垃圾為發(fā)酵原料的研究較少。鑒于此，本實驗采用產(chǎn)酸相中溫產(chǎn)甲烷相高溫兩相發(fā)酵工藝，以餐廚垃圾為發(fā)酵原料，通過逐步提高有機負荷來提高系統(tǒng)氨氮濃度，來研究不同氨氮濃度對餐廚垃圾厭氧發(fā)酵中產(chǎn)甲烷相的影響，以期為餐廚垃圾的規(guī)?；瘧?yīng)用提供參考。

1 材料與方法

1.1 材料

實驗所用發(fā)酵原料取自本單位餐廳，總固體含量(TS)為19.79%，揮發(fā)性固體含量(VS)為17.69%，C/N為14.25。菌種取自本實驗室中試系統(tǒng)產(chǎn)甲烷相出水，TS為1.67%，VS為1.06%，氨氮濃度為1989 mg·L-1。

1.2 實驗裝置

實驗采用兩相發(fā)酵工藝，其中產(chǎn)酸相體積為4.5 L，有效發(fā)酵體積為3 L，培養(yǎng)溫度35℃，安裝有自動曝氣裝置，每小時曝氣一次，每次7分鐘。產(chǎn)甲烷相體積5 L，有效發(fā)酵體積4.5 L，培養(yǎng)溫度55℃，產(chǎn)氣量采用排水集氣法。產(chǎn)甲烷相實驗裝置如圖1所示。

1.取氣口；2.厭氧發(fā)酵瓶；3.恒溫培養(yǎng)箱；4.導(dǎo)氣管；5.量筒；6.取樣口圖1 產(chǎn)甲烷相實驗裝置示意圖

1.3 實驗設(shè)計

產(chǎn)酸相按照餐廚垃圾與實驗室中試系統(tǒng)產(chǎn)甲烷相出水體積比1∶2充分混合，放置35℃培養(yǎng)箱4天后測定揮發(fā)性脂肪酸(以下簡稱揮發(fā)酸)及氨氮濃度，直至揮發(fā)酸及氨氮濃度不再變化時，每天進出料。產(chǎn)甲烷相取自中試出水，放置55℃培養(yǎng)箱培養(yǎng)，待不產(chǎn)氣時開始進出料。啟動完成后，每天測定產(chǎn)酸相及產(chǎn)甲烷相pH值，揮發(fā)酸及氨氮濃度，每隔1d測定產(chǎn)甲烷相氣體成分，每個負荷下測定一次產(chǎn)甲烷相出水的TS和VS。根據(jù)系統(tǒng)日產(chǎn)氣量、揮發(fā)酸及氨氮濃度變化，逐步提高有機負荷。

1.4 分析方法

TS和VS采用重量法，氨氮采用蒸餾滴定法[7]；總碳、總氮采用JY/T017-1996元素分析方法通則；pH值采用pH計測定。甲烷含量及氫含量測定采用氣相色譜法(Agilent micro GC490)，其中載氣為高純氮氣，色譜柱類型為10 m PPV#BR，進樣器、柱箱溫度分別為100℃，50℃，載氣壓力80 kPa，進樣體積為5 mL。揮發(fā)性脂肪酸(以下簡稱揮發(fā)酸)采用氣相色譜法(上分GC112A)，載氣為高純氮氣，磷酸色譜柱類型為1.5 m GDX103+5%，柱箱、進樣器和檢測器溫度分別為160℃，210℃和230℃，進樣體積為2 μL。

2 結(jié)果與討論

2.1 產(chǎn)甲烷相氨氮變化

圖2 產(chǎn)甲烷相氨氮濃度變化

2.2 氨氮濃度對產(chǎn)甲烷相容積產(chǎn)氣率的影響

餐廚垃圾厭氧消化中的氨氮主要來自于蛋白質(zhì)、氨基酸及其他含氮有機物的分解。由于厭氧消化的微生物細胞合成消耗氮較少，因此絕大部分氮以氨氮形式存在于系統(tǒng)中，并隨著有機負荷的提升逐步升高[3]。由圖2可以看出，當(dāng)產(chǎn)甲烷相有機負荷從0.9 gVS·L-1d-1逐步提升到7.7 gVS·L-1d-1，氨氮從初始的1989 mg·L-1升高到6144 mg·L-1，提高了208.8%。由于高濃度氨氮的抑制作用，產(chǎn)甲烷相容積產(chǎn)氣率大幅度下降(見圖3)。而后采取停止進料、加水稀釋、菌種回流等措施，氨氮逐步下降到3822 mg·L-1。系統(tǒng)恢復(fù)進料后，有機負荷為3.4 gVS·L-1d-1，氨氮逐步穩(wěn)定在4388 mg·L-1左右。

一般認為，厭氧消化過程中氨氮濃度超過1500 mg·L-1時系統(tǒng)開始受到抑制[8]。也有研究[4，9]表明，對于長期馴化的系統(tǒng)可以承受更高濃度的氨氮。本實驗的接種物取自穩(wěn)定運行的餐廚垃圾厭氧消化中試系統(tǒng)，微生物已長期經(jīng)過氨氮濃度為1900 mg·L-1的馴化，因此系統(tǒng)在氨氮濃度遠超1500 mg·L-1時仍可以正常運行。

在此次實驗中，隨著有機負荷的提高，氨氮濃度逐步上升，通過進一步馴化，微生物耐受氨氮的能力獲得提升。但系統(tǒng)耐受氨氮濃度也有一定限制，即使經(jīng)過馴化，對氨氮的耐受能力也會逐步達到飽和[3]。圖2結(jié)果顯示，氨氮濃度超過6144 mg·L-1時，系統(tǒng)運行出現(xiàn)明顯的氨氮抑制。通過水稀釋系統(tǒng)可解除抑制，恢復(fù)產(chǎn)氣，并在氨氮濃度為4388 mg·L-1條件下穩(wěn)定運行。

圖3 產(chǎn)甲烷相容積產(chǎn)氣率變化

根據(jù)系統(tǒng)運行情況，將其分為四個階段，分別為穩(wěn)定階段，抑制階段，調(diào)控階段，恢復(fù)階段。

實驗進行的第1～53 d為系統(tǒng)的穩(wěn)定運行階段。其中第1～12 d，系統(tǒng)開始啟動，容積產(chǎn)氣率變化不大，維持在0.5 L·L-1d-1左右；第13～53 d，容積產(chǎn)氣率隨有機負荷變化較大，從0.7 L·L-1d-1增加到3.4 L·L-1d-1。在此階段氨氮最高濃度為4578 mg·L-1，對系統(tǒng)的影響不大。

第54～73 d為系統(tǒng)的抑制運行階段。從第54～66 d，盡管容積產(chǎn)氣率較為穩(wěn)定，為3.8 ～4.1 L·L-1d-1，但揮發(fā)酸開始積累(見圖4)；從第67～73 d，容積產(chǎn)氣率從3.9 L·L-1d-1逐步下降到3.3 L·L-1d-1，系統(tǒng)出現(xiàn)明顯的氨氮抑制。并且同時系統(tǒng)中揮發(fā)酸濃度進一步上升(見圖4)，導(dǎo)致產(chǎn)氣量下降。

已有的研究結(jié)果證實，厭氧消化中氨氮抑制是可逆的，稀釋可以加速系統(tǒng)的恢復(fù)[10]。因此，在第74～79 d，采取停止進料和加水稀釋的方法，解除氨氮的抑制和揮發(fā)酸累積。同時采取甲烷相出水離心回流固體部分的方法，提高系統(tǒng)內(nèi)部微生物的數(shù)量。由圖2和圖4可知，采用恢復(fù)措施后，氨氮及揮發(fā)酸濃度迅速降低到較低水平。

第80～92 d是系統(tǒng)的恢復(fù)階段。恢復(fù)進料后，有機負荷為3.4 gVS·L-1d-1，容積產(chǎn)氣率逐漸恢復(fù)，最高達到3.7 L·L-1d-1，而后逐步下降并穩(wěn)定在2.5 L·L-1d-1左右。而在實驗穩(wěn)定階段相同有機負荷條件下，系統(tǒng)容積產(chǎn)氣率僅為1.4 L·L-1d-1。由此可知，系統(tǒng)中微生物得到進一步馴化，對氨氮的耐受力進一步增強。

2.3 氨氮濃度對產(chǎn)甲烷相揮發(fā)酸濃度及pH值的影響

由圖4可知，在系統(tǒng)運行第1～32 d，連續(xù)進料未對系統(tǒng)揮發(fā)酸濃度造成影響，各類揮發(fā)酸濃度均處于較低水平，系統(tǒng)運行良好。受有機負荷提升和氨氮濃度增加的影響，系統(tǒng)中揮發(fā)酸濃度在第33～55 d期間迅速累積。其中乙酸從525 mg·L-1迅速上升到4842 mg·L-1，丙酸濃度從146 mg·L-1逐步上升到1717 mg·L-1，而丁酸濃度從1 mg·L-1僅上升到78 mg·L-1。為了強化揮發(fā)酸的代謝，在實驗進行的第56～73 d采取了產(chǎn)甲烷相出水離心后固體部分回流和添加Fe，Co，Ni等微量元素等措施后，乙酸濃度急劇下降到467 mg·L-1。但丙酸和丁酸濃度并未受到影響，分別上升到3738 mg·L-1和563 mg·L-1。

已有的研究結(jié)果證實[8，11-12]，在系統(tǒng)出現(xiàn)氨氮抑制時，對氨氮較為敏感的乙酸型產(chǎn)甲烷菌很容易受到抑制，造成乙酸的積累。上述實驗結(jié)果表明，通過菌液回流和刺激產(chǎn)甲烷古菌的生長，可以強化在高氨氮條件下乙酸的代謝作用。但該方法對解除丙酸和丁酸濃度累積的效果不明顯。

本實驗為了解除氨氮抑制，在第74～79 d系統(tǒng)停止進料并加水稀釋。乙酸、丙酸與丁酸濃度分別下降至85 mg·L-1，2528 mg·L-1，218 mg·L-1。在實驗的第80～92 d系統(tǒng)恢復(fù)進料后，乙酸濃度波動較大，最后穩(wěn)定在181 mg·L-1；丙酸濃度繼續(xù)上升，最高達3946 mg·L-1；丁酸濃度較為穩(wěn)定，在2 mg·L-1左右。Hanaki[13]認為丙酸對產(chǎn)甲烷菌的抑制濃度為1000 mg·L-1。但本實驗中丙酸濃度達到3739 mg·L-1，遠高于此抑制濃度，產(chǎn)氣也未出現(xiàn)明顯抑制。

以餐廚垃圾為原料的厭氧發(fā)酵，pH值主要與系統(tǒng)中揮發(fā)酸及氨氮有關(guān)[14]。圖4顯示，pH值在整個實驗期間變化較小，在7.2～7.7之間，整體呈下降趨勢。在第1～53 d，pH值變化較小在7.6左右。在第54～66 d，由于揮發(fā)酸累積，而氨氮增幅較小，pH值出現(xiàn)下降，由7.6下降到7.4，而后穩(wěn)定在7.5。隨著揮發(fā)酸的下降，pH值開始上升，最終穩(wěn)定在7.7。停止進料后，由于加水稀釋，氨氮及揮發(fā)酸都有所下降，pH值下降，由7.7下降到7.2?；謴?fù)進料后，氨氮繼續(xù)上升，而揮發(fā)酸較為穩(wěn)定，pH值逐步上升，最終穩(wěn)定在7.5。

圖4 產(chǎn)甲烷相揮發(fā)酸濃度及pH值變化

2.4 氨氮濃度對產(chǎn)甲烷相甲烷含量及氫含量的影響

由圖5可以看出，甲烷含量在整個實驗期間較為穩(wěn)定，整體呈上升趨勢，由61.9%逐步上升到71.5%，最高達78.1%。

與甲烷含量不同的是，氫含量在實驗前期稍有波動，而后逐步下降并趨于穩(wěn)定。第1 d到第10 d，氫含量由0.03%逐步上升到0.10%，而后逐步下降到0.02%。而后氫含量較為穩(wěn)定，平均為0.01%。本實驗中氫含量較低的原因可能由于產(chǎn)氫菌與耗氫菌達到一種平衡，并且耗氫菌占主要優(yōu)勢。

結(jié)合圖4可知，產(chǎn)甲烷相在第28 d丙酸開始累積。一般認為丙酸代謝與氫分壓有關(guān)，氫含量低于0.01%有助于丙酸的厭氧氧化[10]。但在本實驗發(fā)現(xiàn)，第34 d之后氫含量均維持在0.01%左右，而丙酸濃度一直在上升，并未出現(xiàn)下降的趨勢。因此，在高濃度氨氮條件下解除丙酸的累積需要進一步的研究。

圖5 產(chǎn)甲烷相甲烷及氫含量變化

3 結(jié)論

(1)在餐廚垃圾的厭氧消化過程中，氨氮濃度隨著有機負荷的提高而升高。經(jīng)氨氮長期馴化的系統(tǒng)可承受更高濃度的氨氮，可耐受氨氮濃度最大為5386 mg·L-1。

(2)系統(tǒng)耐受氨氮濃度有一定限制，氨氮濃度達到6144 mg·L-1時，系統(tǒng)依舊會出現(xiàn)氨氮抑制。采取稀釋及菌液回流措施可使系統(tǒng)在較短時間內(nèi)恢復(fù)。

(3)在餐廚垃圾厭氧消化過程中，出現(xiàn)氨氮和揮發(fā)酸的雙重累積時，可通過回流菌液及添加微量元素來強化乙酸代謝。但該方法對解除丙酸和丁酸濃度累積的效果不明顯。

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Effect of Ammonia Concentration on Methanogenic Phase in Two-phase Anaerobic Digestion of Kitchen Waste

LI Zheng-wei1， YIN Xiao-bo1,2， LI Qiang1,2， LIU Ying3， SONG Wen-fang3， ZHOU Zheng1,2, TANG Zhi1， DENG Ya-yue1,2

(1.Biogas Institute of Ministry of Agriculture, Chengdu 610041, China;2.Key Laboratory of Development and Application of Rural Renewable Energy of Ministry of Agriculture, Chengdu 610041, China；3. Agricultural Products Quality Service Station of Beijing, Beijing 100101, China )

In this experiment, a bench scale two-phase anaerobic digestion (with acidogenic reactor of 4.5 L and the methanogenic reactor of 5 L) at high temperature (55℃) was used to study the variations of ammonia concentration in the methanogenic reactor under condition of increasing organic loading rate(OLR) gradually. The results showed that: when OLR was 7.3 gVS·L-1d-1, the ammonia concentration was 5386 mg·L-1, and the volumetric gas production rate was 4.1 L·L-1d-1. Continue to increase OLR to 7.7 gVS·L-1d-1, ammonia nitrogen concentration reached 6144 mg·L-1, the daily gas production began to decline. When ammonia inhibition occurred in the system, by adding water and stopping feeding, the ammonia concentration decreased to 3822 mg·L-1. After the disinhibition, the system could operate stably under OLR of 3.4 gVS·L-1d-1with the ammonia nitrogen concentration of 4586 mg·L-1and the volumetric gas production rate was 2.5 L·L-1d-1. The system recovered well.

ammonia; food waste; anaerobic fermentation; methanogenic reactor

2015-12-01

項目來源： 公益性行業(yè)(農(nóng)業(yè))科研專項(201303099-01)

李政偉(1990-)，男，河南項城人，在讀碩士，研究方向為多原料沼氣發(fā)酵，E-mail:mengdeerjiayou@163.com 通信作者： 尹小波,E-mail:yinxiaobo@caas.cn

X705; S216.4

A

1000-1166(2016)01-0046-04