農(nóng)村生活垃圾半連續(xù)式厭氧消化產(chǎn)沼氣性能及H2S含量控制

詹 詠 ，黃 婷 ，董 濱，熊 丹 ，張煥煥

（1. 上海理工大學(xué)環(huán)境與建筑學(xué)院，上海 200093；2. 同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海 200092）

0 引 言

農(nóng)村生活垃圾（rural solid waste，RSW）污染問題日益凸顯，垃圾種類増多，成分復(fù)雜。由于村民隨意傾倒，導(dǎo)致面源污染加大，使周邊居住的生態(tài)環(huán)境破壞嚴(yán)重，制約了農(nóng)村的可持續(xù)發(fā)展[1]。結(jié)合已有研究[2]得出中國農(nóng)村生活垃圾的主要特點(diǎn)有：含水率高，收集、運(yùn)輸和處理難度大；有機(jī)物含量高，資源回收價值大；富含各種微量元素，再利用價值高；易腐爛發(fā)臭、滋生病原菌，對周邊環(huán)境和地下水造成污染。因此，農(nóng)村生活垃圾具有很大的資源利用價值，但如果處理不當(dāng)，就會造成環(huán)境污染影響人類健康。

目前生活垃圾的主要處理方式有焚燒、衛(wèi)生填埋、堆肥、厭氧能源化等[3]。中國主要以填埋為主，焚燒是最接近減量化、資源化和無害化原則的，城市普遍把焚燒作為未來主流方向[4]。堆肥技術(shù)是目前綠色環(huán)保的處理技術(shù)。垃圾的厭氧消化是一種將廢物資源利用的發(fā)展方向。生活垃圾厭氧消化是在密閉厭氧條件下，利用厭氧微生物將生活垃圾有機(jī)部分降解，其中一部分碳元素物質(zhì)轉(zhuǎn)換為甲烷和二氧化碳[5]。厭氧消化過程中產(chǎn)生的惡臭氣體硫化氫（H2S）不僅有強(qiáng)烈的刺激性，有劇毒，引發(fā)各種疾病，而且 H2S在燃燒后還會產(chǎn)生二氧化硫等有害氣體，對鍋爐期發(fā)電機(jī)等利用設(shè)備造成很大的腐蝕[6]。因此在沼氣利用前，必須采取措施降低沼氣中 H2S氣體的含量[7]。

根據(jù) H2S的來源和產(chǎn)生機(jī)理可將其脫除方法分為兩類[8]，在H2S產(chǎn)生之前，采取控制H2S形成的方法和對已經(jīng)產(chǎn)生的 H2S氣體進(jìn)行收集和處理。從源頭上減少或抑制 H2S形成的方法主要有控制 pH法、化學(xué)沉淀法[9]和微氧法原位脫硫技術(shù)；其中對于沼氣中已經(jīng)產(chǎn)生的H2S，去除方法有吸收法（如堿液吸收法），吸附法（如氧化鐵脫硫法、活性炭法），氧化法和生物法等。本文結(jié)合H2S的產(chǎn)生機(jī)理，厭氧消化中含硫物質(zhì)通過硫酸鹽還原菌經(jīng)過一系列得電子過程產(chǎn)生H2S[10]，提出了腐殖酸在厭氧消化中對H2S在形成過程中的抑制作用，進(jìn)而在源頭上直接抑制H2S產(chǎn)生，減少后期去除H2S的運(yùn)行成本。

本研究主要討論農(nóng)村生活垃圾在中溫（（35±1）℃）條件下半連續(xù)式厭氧消化的產(chǎn)氣特性，設(shè)定厭氧消化最佳有機(jī)負(fù)荷（organic loading rate，OLR）以及通過生活垃圾中添加濃縮污泥協(xié)同厭氧消化，降低沼氣中的H2S含量，進(jìn)而找出抑制沼氣中H2S產(chǎn)生的因素。

1 試驗(yàn)部分

1.1 試驗(yàn)裝置

1.1.1 半連續(xù)式厭氧消化試驗(yàn)裝置

試驗(yàn)中的半連續(xù)厭氧消化反應(yīng)采用完全混合厭氧反應(yīng)器（completely stirred tank anaerobic reactors，CSTAR），CSTAR的有效發(fā)酵容積為6.0 L，內(nèi)置螺帶式攪拌器，設(shè)置其轉(zhuǎn)速為 60 r/min，將攪拌器設(shè)置以轉(zhuǎn)動/停止（10 min/10 min）的方式交替運(yùn)行。反應(yīng)器以水浴夾套進(jìn)行水浴加熱，控制反應(yīng)物料溫度為（35±1）℃。通過濕式氣體流量計測每日產(chǎn)氣量。

1.1.2 序批式厭氧消化試驗(yàn)裝置

序批式厭氧消化試驗(yàn)裝置采用產(chǎn)甲烷潛力測試儀（Bioprocess Control- Model AMPTS II-Automatic Methane Potential Test System），以500 mL的血清瓶作為厭氧消化瓶，有效發(fā)酵體積為400 mL，配有80 mL堿液吸收瓶。頂部有自動機(jī)械攪拌器，轉(zhuǎn)速為60 r/min，攪拌器設(shè)置以轉(zhuǎn)動/停止（10 min/10 min）的方式交替運(yùn)行。通過恒溫水浴箱控制溫度為（35±1）℃。裝置如圖 1所示。

圖1 產(chǎn)甲烷潛力測試儀Fig.1 Bioprocess control-model AMPTS II -automatic methane potential test system

1.2 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)采用的生活有機(jī)垃圾來自上海某村鎮(zhèn)的垃圾堆，去除垃圾中的塑料、玻璃和石頭等生物難降解物，用粉碎機(jī)粉碎均勻（粒徑<2 cm）。接種物來自穩(wěn)定運(yùn)行的中溫半連續(xù)式反應(yīng)器運(yùn)行后期的厭氧消化污泥。厭氧消化的污泥來自曲陽污水處理廠的濃縮污泥，由于濃縮污泥TS質(zhì)量分?jǐn)?shù)只有2.4%±0.1%，含水量太高，而生活垃圾的TS達(dá)到19.0%±1.9%，故將污泥低溫冷干至含固率達(dá)到 10%左右。將粉碎后的生活垃圾、冷干后的濃縮污泥以及接種物放置4 ℃低溫冰箱冷藏備用。有機(jī)垃圾、接種物和冷干的濃縮污泥的主要特性如表1所示。

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 半連續(xù)式厭氧消化試驗(yàn)

試驗(yàn)采用有效體積為6 L的厭氧消化反應(yīng)器，溫度設(shè)定在（35±1）℃。試驗(yàn)初期，先加入接種污泥6 L，并將接種污泥馴化至不再產(chǎn)氣。以農(nóng)村生活有機(jī)垃圾為厭氧消化物料，初始添加有機(jī)負(fù)荷為3 g/(L·d)，每天定時添加生活垃圾，待一定負(fù)荷下反應(yīng)器產(chǎn)氣量增加，逐步提高進(jìn)料的有機(jī)負(fù)荷以期達(dá)到最佳有機(jī)負(fù)荷。每天檢測反應(yīng)器產(chǎn)氣量、CH4和CO2體積分?jǐn)?shù)以及pH值，每3 d檢測揮發(fā)性脂肪酸（volatile fatty acid，VFAS）、總堿度（total alkalinity，TA）、氨氮等指標(biāo)。

表1 反應(yīng)物基本參數(shù)Table 1 Basic parameters of reactants

1.3.2 序批式協(xié)同厭氧消化試驗(yàn)

試驗(yàn)以生活垃圾為主要成分，設(shè)計 VSRSW∶VSCS為1∶0.25、1∶0.5、1∶0.75不同配比的協(xié)同厭氧消化試驗(yàn)，共選7組500 mL厭氧消化瓶，每組設(shè)計3個平行試驗(yàn)。添加物料量如表 2所示，其中接種物仍采用中溫半連續(xù)式反應(yīng)器運(yùn)行后期的厭氧消化污泥，R1消化基質(zhì)為生活垃圾，r2～r4消化基質(zhì)為不同含量的濃縮污泥，R2～R4的消化基質(zhì)為不同配比的濃縮污泥與生活垃圾的混合物。試驗(yàn)分別在（35±1）℃下恒溫反應(yīng)20 d后檢測其累積產(chǎn)氣量及基本指標(biāo)變化。

1.4 分析方法

總固體（total solid，TS）[11]采用質(zhì)量法，揮發(fā)性固體（VS/TS）[11]用烘干法測定，總氨氮（total ammonia nitrogen，TAN）采用紫外可見分光光度計（UV-3820，中國）在波長 420 nm下測定。揮發(fā)性脂肪酸 VFAS[12]采用島津GC2010-plus型氣相色譜儀，碳氮比采用有機(jī)元素分析儀（Vario EL III，Elementar，Germany）測定，pH值采用pH計（FE20-FiveEasy PlusTM）測定，碳水化合物[13]采用蒽酮試劑法測定，蛋白質(zhì)[14]采用福林-酚試劑法測定，脂肪采用索氏提取儀（FOSS Soxtec 8000）測定，腐殖酸含量參照國際腐殖質(zhì)協(xié)會(International Humic Substance Society，IHSS)推薦的方法提取，產(chǎn)氣量通過濕式流量計讀取，H2S含量用GA5000沼氣分析儀測試。

表2 生活垃圾與污泥試驗(yàn)設(shè)計參數(shù)Table 2 Design parameters of rural solid waste and sludge

2 結(jié)果與分析

2.1 產(chǎn)CH4性能分析

厭氧消化系統(tǒng)中產(chǎn)酸菌的適宜 pH值為 5.5～8.5[15-16]，而產(chǎn)甲烷菌對 pH 值的變化異常敏感，其適宜pH值范圍為6.5～7.8[17-20]，pH值的變化將直接影響產(chǎn)甲烷菌的生存與活動。不同有機(jī)負(fù)荷條件下的產(chǎn)氣性能如圖2所示。圖2a可以看出，隨著生活垃圾添加量的增加，厭氧反應(yīng)器的有機(jī)負(fù)荷逐步上升，生活垃圾的日產(chǎn)氣量也隨之提高，體系中的pH值保持在7.6左右。但當(dāng)有機(jī)負(fù)荷提升至8 g/(L·d)時，pH值急劇下降，產(chǎn)氣量也明顯減少，說明整個體系開始出現(xiàn)酸化。有機(jī)物的厭氧消化過程依次分為水解發(fā)酵、產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸、產(chǎn)甲烷3個階段，整個階段產(chǎn)生的氣體通常由 50%～70%CH4，30%～40%CO2以及少量的其他氣體組成[21]。從圖2b可以看出，CH4與CO2體積分?jǐn)?shù)始終在一定范圍內(nèi)波動，其中CH4平均體積分?jǐn)?shù)為60.5%，CO2為32.0%左右。隨著有機(jī)負(fù)荷的增長，系統(tǒng)中的沼氣體積分?jǐn)?shù)相應(yīng)增加。但投加量過高，整個系統(tǒng)的平衡和生產(chǎn)力一定程度上會被擾亂，導(dǎo)致系統(tǒng)中微生物的水解作用遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于產(chǎn)甲烷作用，從而導(dǎo)致CH4體積分?jǐn)?shù)減少，CO2體積分?jǐn)?shù)增加。

將圖 2的數(shù)據(jù)進(jìn)行分析計算得出生活垃圾在厭氧消化過程中的甲烷產(chǎn)率(specific methane production rate based on added VS，Ym)。如圖3所示，有機(jī)負(fù)荷從3增至4 g/(L·d)的過程中，甲烷產(chǎn)率上升最為明顯；繼續(xù)增加有機(jī)負(fù)荷可以看出，甲烷產(chǎn)率有一定幅度的降低，系統(tǒng)由最高388 mL/g降低至325 mL/g。由圖2看出在有機(jī)負(fù)荷達(dá)到7時，日產(chǎn)氣量與pH值的變化仍然在正常范圍內(nèi)波動，說明此時雖然系統(tǒng)保持穩(wěn)定，仍未酸化，但生活垃圾厭氧產(chǎn)沼氣的利用率較低，系統(tǒng)每日的出料還包含了大量未被降解的有機(jī)質(zhì)。當(dāng)有機(jī)負(fù)荷增加到8 g/(L·d)，其甲烷產(chǎn)率降低至225 mL/g，且從圖1可以看出此時的產(chǎn)氣量與pH值均出現(xiàn)明顯降低的趨勢，若繼續(xù)運(yùn)行，后續(xù)系統(tǒng)會由于酸化嚴(yán)重而抑制產(chǎn)氣，導(dǎo)致整個系統(tǒng)啟動失敗。綜上分析得出，在有機(jī)負(fù)荷為3～6 g/(L·d)時，反應(yīng)器中的生活垃圾厭氧消化可以穩(wěn)定運(yùn)行，實(shí)現(xiàn)產(chǎn)酸相和產(chǎn)甲烷相的平衡。但最佳有機(jī)負(fù)荷的設(shè)定，還需分析其系統(tǒng)穩(wěn)定性指標(biāo)。

圖2 不同有機(jī)負(fù)荷條件下生活垃圾厭氧消化產(chǎn)氣性能Fig. 2 Gas production of anaerobic digestion under different organic loading rate

圖3 不同有機(jī)負(fù)荷OLR下甲烷產(chǎn)率Fig.3 Yield of methane under different organic loading rates(OLR)

2.2 系統(tǒng)穩(wěn)定性指標(biāo)分析

本試驗(yàn)結(jié)合文獻(xiàn)將不同有機(jī)負(fù)荷下垃圾 VS降解性能，VFAS，TA及氨氮濃度的變化作為系統(tǒng)穩(wěn)定性指標(biāo)。

2.2.1 不同有機(jī)負(fù)荷下垃圾的降解特性

如圖4所示，從圖4a中明顯看出隨著有機(jī)負(fù)荷的提高，反應(yīng)器出料的VS和TS值逐漸上升，揮發(fā)性固體降解率逐漸下降。說明逐步提高有機(jī)負(fù)荷一定程度上會破壞系統(tǒng)的穩(wěn)定性，但在系統(tǒng)的可容納范圍內(nèi)，系統(tǒng)有其自身的恢復(fù)力，故圖2a中的pH值和沼氣產(chǎn)量趨于正常。隨著有機(jī)負(fù)荷的增長，微生物未得到充分繁殖代謝即隨著出料排出反應(yīng)器外，使得發(fā)酵底物不能夠得到充分降解，大量的有機(jī)質(zhì)留在反應(yīng)器中，從而導(dǎo)致了系統(tǒng)出現(xiàn)較低的VS降解率。結(jié)合圖4b可以看出，OLR=3 g/(L·d)時，生活垃圾單位有機(jī)質(zhì)降解率能達(dá)到80.91%，說明此時的有機(jī)負(fù)荷下，系統(tǒng)會將物料降解較為完全。逐漸提高 OLR 至 4 g/(L·d)時，VS降解率略有降低，可達(dá)到78.15%，在該有機(jī)負(fù)荷下，微生物對添加的生活垃圾降解較為充分，且微生物的利用率相對較高。隨著OLR繼續(xù)增加至7 g/(L·d)時，其VS降解率降至62.55%，此時的物料已經(jīng)降解不完全。

圖4 不同有機(jī)負(fù)荷下生活垃圾的降解性能Fig. 4 Degradation of rural solid waste with different organic loading rates

2.2.2 不同有機(jī)負(fù)荷下VFAS、TA和VFAS/TA值

在厭氧消化過程中，VFAS（包括乙酸、丙酸和丁酸等）主要來源于有機(jī)物的水解酸化，其中一部分被產(chǎn)甲烷菌用于產(chǎn)氣而消耗。其中VFAS/TA是評價厭氧消化系統(tǒng)穩(wěn)定性的重要指標(biāo)，有研究表明[22]VFAS/TA值小于0.4時，可以判定系統(tǒng)穩(wěn)定；VFAS/TA值介于0.4～0.8時，系統(tǒng)可能發(fā)生不穩(wěn)定；VFAS/TA值大于0.8時，系統(tǒng)表現(xiàn)出明顯的不穩(wěn)定性。由圖5a可以看出，有機(jī)負(fù)荷在3～6 g/(L·d)時，VFAS值平均為530 mg/L，TA在4 822～7 612 mg/L范圍內(nèi)波動，其VFAS和TA值均在正常范圍。當(dāng)有機(jī)負(fù)荷增加至7 g/(L·d)時，系統(tǒng)的VFAS值出現(xiàn)大幅度上升但很快又降至正常水平，說明此時的有機(jī)負(fù)荷對系統(tǒng)有一定的沖擊，但由于系統(tǒng)具有較強(qiáng)的自身恢復(fù)力，最終使得OLR=7 g/(L·d)時，系統(tǒng)仍能正常運(yùn)行。

由圖5b可看出，有機(jī)負(fù)荷在3～6 g/(L·d)時，VFAS/TA均小于0.4，當(dāng)OLR=7 g/(L·d)時，此時的VFAS/TA維持在 0.4～0.8之間，說明系統(tǒng)可能會出現(xiàn)酸化，系統(tǒng)并不是十分穩(wěn)定，直至有機(jī)負(fù)荷增至8 g/(L·d)，可以明顯看到VFAS含量急劇增加，TA降低，VFAS/TA遠(yuǎn)大于0.8，整個系統(tǒng)表現(xiàn)出明顯的不穩(wěn)定。圖5a顯示的VFAS與TA的變化同圖2a的產(chǎn)氣特性相對應(yīng)；當(dāng)系統(tǒng)較穩(wěn)定時，其pH值也保持在7.6左右，當(dāng)系統(tǒng)出現(xiàn)酸化，pH值顯著降低，VFAS也急劇增加。

圖5 不同有機(jī)負(fù)荷下?lián)]發(fā)性脂肪酸、總堿度和揮發(fā)性固體與總堿度比值Fig.5 Volatile fatty acid, total aikalinity and VFAS/TA values with different organic loading rates

2.2.3 不同有機(jī)負(fù)荷下的氨氮濃度

氨氮主要來源于發(fā)酵物料中蛋白質(zhì)和尿素的水解，低濃度的氨氮可以提供微生物生長必要的氮素，有利于維持系統(tǒng)的pH值穩(wěn)定，但是氨氮質(zhì)量濃度太高則會嚴(yán)重影響產(chǎn)甲烷過程[23]。研究表明[24]，即使是經(jīng)過長期馴化的厭氧反應(yīng)系統(tǒng)，當(dāng)氨氮質(zhì)量濃度達(dá)到1 700 mg/L就會使產(chǎn)甲烷菌活性下降10%，同時沼氣產(chǎn)量也會開始下降。當(dāng)氨氮質(zhì)量濃度為4 051～5 734 mg/L時，產(chǎn)甲烷菌活性下降56.5%[15]。如圖6所示，隨著系統(tǒng)中有機(jī)負(fù)荷的提高，氨氮質(zhì)量濃度逐漸升高，這是由于生活垃圾中的蛋白質(zhì)通過水解作用分解為氨基酸，并通過氨化作用轉(zhuǎn)化為氨氮，導(dǎo)致存留在沼液里的氨氮質(zhì)量濃度增多[19]。當(dāng)有機(jī)負(fù)荷在 3～6 g/(L·d)時，氨氮平均質(zhì)量濃度低于1 400 mg/L，并未對系統(tǒng)造成抑制。而當(dāng)OLR進(jìn)一步提升至7 g/(L·d)時，氨氮質(zhì)量濃度顯著提高至1 742 mg/L。此時有機(jī)負(fù)荷在系統(tǒng)中偏高，高濃度的氨氮會一定程度抑制甲烷菌的生長[25]。

圖6 不同有機(jī)負(fù)荷下氨氮濃度Fig.6 Ammonia concentration with different organic loading rates

綜合上述不同有機(jī)負(fù)荷下生活垃圾厭氧消化的產(chǎn)氣性能、有機(jī)質(zhì)降解性能（主要指VS降解率）、以及系統(tǒng)穩(wěn)定性能（包括表征緩沖性能的pH值、TA值、VFAS/TA值）分析，有機(jī)負(fù)荷為4 g/(L·d)時，其產(chǎn)甲烷率上升最為顯著，且VS降解率也接近80%，系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行且生活垃圾的有機(jī)質(zhì)利用率較高。

2.3 H2S含量分析

2.3.1 半連續(xù)式厭氧消化試驗(yàn)H2S含量分析

隨著系統(tǒng)的運(yùn)行，發(fā)現(xiàn)生活垃圾厭氧消化產(chǎn)氣過程中H2S濃度較高，相較于高質(zhì)化的利用還有很大的距離，故需及時控制沼氣中的 H2S含量。試驗(yàn)中生活垃圾消化系統(tǒng)產(chǎn)生沼氣中的 H2S濃度隨有機(jī)負(fù)荷的變化趨勢如圖7所示。系統(tǒng)的有機(jī)負(fù)荷為3 g/(L·d)時，H2S濃度上升較快，隨著系統(tǒng)的運(yùn)行，H2S濃度逐漸穩(wěn)定，當(dāng)有機(jī)負(fù)荷在3～8 g/(L·d)時，H2S 平均體積分?jǐn)?shù)為 346×10-6，最高可達(dá)358×10-6。標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定民用燃料的天然氣，總硫和硫化氫含量應(yīng)符合一類氣或二類氣的技術(shù)指標(biāo)，其 H2S體積分?jǐn)?shù)至少要低于20×10-6。然而在本試驗(yàn)中，沼氣的H2S體積分?jǐn)?shù)明顯高于20×10-6，最高可達(dá)到378×10-6，故對沼氣中H2S含量的控制必不可少。

圖7 生活垃圾厭氧消化產(chǎn)生H2S濃度Fig.7 H2S concentration in anaerobic digestion of rural solid waste

2.3.2 序批式協(xié)同厭氧消化H2S產(chǎn)量分析

農(nóng)村生活垃圾與污泥序批式協(xié)同厭氧消化中接種泥仍采用啟動階段的材料，20 d厭氧消化試驗(yàn)結(jié)束后，取出試驗(yàn)裝置的堿液吸收瓶，通過哈希儀器檢測吸收的H2S含量，結(jié)果如圖8a所示?？梢钥闯?，R1的H2S產(chǎn)量達(dá)到2.3 mL，其含量占沼氣的315×10-6，遠(yuǎn)高于沼氣可利用范圍；r2～r4的H2S產(chǎn)量接近，占沼氣的5×10-6左右，說明生活垃圾單獨(dú)厭氧消化過程中，會產(chǎn)生大量的 H2S惡臭氣體。當(dāng)生活垃圾中添加不同含量的濃縮污泥后，R2～R4的H2S產(chǎn)量逐步降低，其含量分別占沼氣的45×10-6，34×10-6，10×10-6。添加濃縮污泥后系統(tǒng)沼氣中H2S去除率如圖8b所示，垃圾和污泥比例（R2、R3、R4）分別為1∶0.25，1∶0.5，1∶0.75時，H2S去除率分別為85.15%，88.18%，96.20%。其中R4中的H2S含量降低最為明顯，去除率可達(dá)到96.20%，H2S體積分?jǐn)?shù)低于20×10-6，達(dá)到民用燃料的天然氣規(guī)定標(biāo)準(zhǔn)。

圖8 不同物料協(xié)同厭氧消化H2S產(chǎn)量及其去除率Fig. 8 Production and removal rate of H2S with synergistic anaerobic digestion in different materials

污泥對H2S產(chǎn)量影響的關(guān)鍵因素有：1）金屬離子抑制硫化物產(chǎn)生；2）腐殖酸抑制硫化物產(chǎn)生[26]。由厭氧消化H2S的產(chǎn)生機(jī)理了解到，厭氧消化產(chǎn)沼氣中H2S的主要來源于蛋白質(zhì)含硫氨基酸的裂解以及硫酸鹽還原菌還原硫酸根。表 1中生活垃圾與濃縮污泥的性質(zhì)特征可以看出，不管從蛋白質(zhì)含量，總硫含量還是硫酸根含量比較，污泥都比生活垃圾高。然而污泥厭氧消化產(chǎn)生的H2S含量卻明顯低于生活垃圾，大量研究表明[27-29]，金屬離子尤其是 Fe2+的存在會和沼液中的硫酸根形成沉淀留在沼液中。試驗(yàn)選取的濃縮污泥的金屬含量占TS的4.59%，略高于生活垃圾中的金屬含量(3.17%)，而對比得出腐殖質(zhì)的含量，濃縮污泥是生活垃圾中腐殖酸含量的兩倍。腐殖酸含有大量醌類基團(tuán)，其電子受體模式物(蒽醌-2,6-雙磺酸，AQDS)具有較強(qiáng)的還原力，進(jìn)而在厭氧消化過程中影響沼氣的組成。Keller等[30]發(fā)現(xiàn)AQDS作為終端電子受體(terminal electron acceptor，TEA) 在濕地的厭氧消化過程中，明顯影響了CO2與CH4的比例。生活垃圾中的含硫物質(zhì)主要來源于硫酸鹽和蛋白質(zhì)，均在微生物的作用下失去電子，最終產(chǎn)生 H2S排出系統(tǒng)。故試驗(yàn)推斷，在厭氧消化過程中，腐殖酸的存在亦會爭奪產(chǎn)生H2S的電子，進(jìn)而從源頭上抑制H2S的產(chǎn)生。

3 結(jié) 論

1）有機(jī)負(fù)荷為3～6 g/(L·d)時，反應(yīng)器中的生活垃圾厭氧消化可以穩(wěn)定運(yùn)行，實(shí)現(xiàn)了產(chǎn)酸相和產(chǎn)甲烷相的平衡。有機(jī)負(fù)荷為7 g/(L·d)時，產(chǎn)甲烷率降低至325 mL/g，VS降解率為62.55%，此時的VFAS/TA維持在0.4～0.8之間，可能會出現(xiàn)酸化，系統(tǒng)并不是十分穩(wěn)定。直至有機(jī)負(fù)荷增至8 g/(L·d)，pH值顯著降低，VFAS急劇增加，系統(tǒng)開始酸敗，不能穩(wěn)定運(yùn)行。有機(jī)負(fù)荷為4 g/(L·d)時，微生物對添加的生活垃圾降解較為充分，且微生物的利用率相對較高，故綜合生活垃圾不同有機(jī)負(fù)荷的厭氧消化特性確定最佳有機(jī)負(fù)荷為4 g/(L·d)。

2）在生活垃圾厭氧消化過程中，隨著濃縮污泥添加量的增加，沼氣中的H2S含量明顯降低，其中VSRSW∶CS為1∶0.25，1∶0.5，1∶0.75時，H2S的降解率分別達(dá)到85.15%，88.18%，96.20%。污泥的添加對系統(tǒng)中H2S的產(chǎn)生具有較強(qiáng)的抑制作用，這對生活垃圾厭氧消化過程中沼氣的利用有明顯的改善作用。

3）結(jié)合生活垃圾與濃縮污泥的組成性質(zhì)發(fā)現(xiàn)，濃縮污泥的金屬含量占TS百分?jǐn)?shù)的4.59%，略高于生活垃圾中的金屬含量(3.17%)，而對比得出腐殖質(zhì)的含量，濃縮污泥是生活垃圾中腐殖酸含量的兩倍。因此，試驗(yàn)猜測除了金屬離子對 H2S產(chǎn)量的影響之外，腐殖酸的存在也對沼氣中 H2S的產(chǎn)生有一定影響，這個發(fā)現(xiàn)對研究腐殖酸對H2S產(chǎn)量的抑制機(jī)制有一定的參考價值。

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