城市生活垃圾厭氧消化中氮的轉化行為研究

近年來，隨著城市生活垃圾(Municipal solid waste,MSW)“無害化、減量化、資源化”處理要求的提高，城市生活垃圾厭氧消化技術迅速發展[1]。城市生活垃圾的厭氧消化過程是由多種微生物共同作用的非常復雜的生化過程，主要包括水解發酵、產氫產乙酸和產甲烷三個階段。但是，在厭氧消化中，進出料時不可避免會混入O2(盡管可以向反應器中充入N2或稀有氣體等以保證厭氧，但由于體系中微量O2的存在相當于好氧預處理有利于厭氧消化的進行[2～4]，故采取措施排除反應器中的空氣對實際工程沒太大意義)，因此，在發酵初期存在著好氧過程。當O2耗盡后，進入厭氧階段。

影響城市生活垃圾厭氧消化的因素很多，其中C/N、pH值及氧化還原電位等均是體系中極其重要的生態因子[4]。氮不僅是微生物生長所必需的營養元素，而且對調節厭氧消化體系的pH值、抑制酸化有著重要的作用；同時，在厭氧消化中，涉及氮(N)變化的化學反應幾乎均為氧化還原反應，故其對厭氧消化的氧化還原電位也有著重要的影響。因此，對厭氧消化中氮轉化行為進行研究，具有極其重要的意義。

1 實驗

1.1 材料

本實驗所用發酵原料取自垃圾中轉站(2008-10-10取樣)，其主要組成為廚余物。發酵接種物為唐家橋污水處理廠中溫厭氧消化污泥。按800 g垃圾、200 g接種物投料，混合發酵底物中氮的存在形式及含量如表1所示。

表1 混合發酵底物中氮的存在形式及含量

1.2 裝置

城市生活垃圾間歇厭氧消化實驗采用有效容積為2000 mL的平底燒瓶作為厭氧消化反應器[5]，恒溫(35±1℃)水浴加熱，如圖1所示。采用排水法收集氣體，集氣筒外表有刻度線，其有效容積為3200 mL。氣體收集裝置的液體為5%稀硫酸酸化的飽和NaCl溶液。

圖1 城市生活垃圾間歇厭氧消化工藝簡圖

1.3 分析測試

(1)沼氣中N2含量的測定：采用GC7890型氣相色譜儀(TCD)測定；

(2)總氮(TN)的測定：采用凱氏消化蒸餾法[4]測定；

(3)氨氮的測定：采用蒸餾法，參照CJ/T51-2004進行；

(4)硝氮的測定：參照CJ/T51-2004進行；

(5)氨基酸氮含量的測定：參照GB13648-92進行；

(6)pH值的測定：采用pHB-5型筆式數字pH計測定。

2 結果與討論

2.1 總氮的變化(圖2)

圖2 城市生活垃圾厭氧消化中總氮的變化

從圖2還可以看出，厭氧消化過程中氮的最大損失量約為17.46%(城市有機垃圾好氧堆肥的氮損失量為40%～60%，而糞便的可達到70%左右)。厭氧消化氮損失低的原因主要可能為：(1)厭氧消化過程在密閉的容器中進行，NH3不易揮發；(2)厭氧消化過程中碳水化合物水解產生大量的有機酸和二氧化碳，可與蛋白質降解礦化產生的NH3-N相結合，形成難揮發的化合物(如乙酸銨、丙酸銨、碳酸銨等)。此外，體系呈中性也使得發酵過程中游離氨的含量較低，不易逸失。

另外，蛋白質的含量可通過下式估算[7]：

蛋白質含量=6.25KN×100%

故蛋白質的變化與以凱氏氮(KN)表示的總氮(TN)的變化一致。因此，本實驗中未考慮蛋白質的變化。

2.2 氨基酸氮的變化(圖3)

圖3 城市生活垃圾厭氧消化中氨基酸氮的變化

從圖3可以看出，中溫消化開始后，氨基酸氮含量有所增加(由8.92%升高到13.75%，TS=100%；累計增加了54.15%)，其增加趨勢為先快后慢，最后趨于穩定。其原因可能是：(1)厭氧消化中蛋白質水解為氨基酸；(2)氨基酸的脫氨作用；(3)有機質被降解生成沼氣后，物料質量和體積隨之縮小，氨基酸被濃縮；(4)厭氧消化過程中微生物利用無機氮合成氨基酸。整個過程中，水解+濃縮+合成的影響大于脫氨的影響。

2.3 氨氮的變化(圖4)

圖4 城市生活垃圾厭氧消化中氨氮的變化

從圖4可以看出，氨氮含量隨著消化過程的進行逐漸上升(由220 mg·kg-1升高到642 mg·kg-1，累計增加191.82%)，其增加趨勢為先快后慢，最后趨于穩定。其原因可能為如下各生態因子協同作用的結果：(1)消化過程中由蛋白質水解而得到的氨基酸通過脫氨作用產生氨氮；(2)原料投入時帶入O2使得消化初期硝化反應得以進行而耗氨(由硝氮的變化可知，硝化反應所消耗的氨氮約為1.97 mg)；(3)NH3-N在中溫下可能會隨著沼氣的逸出而散失；(4)有機質被降解生成沼氣后，物料質量和體積隨之縮小，氨氮被濃縮；(5)厭氧消化過程中微生物利用無機氮合成氨基酸而耗氨；(6)硝氮的反硝化產生NH3-N(極少)。在整個過程中，脫氨+濃縮+反硝化的影響強于硝化+揮發+合成的影響，最后其含量趨于穩定則是兩者趨于平衡所致，所以整個反應過程中沒有出現明顯的氨累積現象[8]。氨氮在中溫條件下升高比較快，主要是因為中溫促進了蛋白質等有機含氮物的降解及氨氮的揮發。到了消化后期則因為微生物利用氨氮進行細胞合成的效率下降及濃縮增氮等作用，使得氨氮含量繼續升高。

2.4 硝氮的變化(圖5)

圖5 城市生活垃圾厭氧消化中的變化

從圖5可以看出，硝氮含量在消化初期迅速上升，而后緩慢增加，最后又緩慢下降。其原因可能為：(1)原料投入時帶入O2使得初期硝化反應得以進行而使硝氮含量迅速上升(由于有機物會與氨氮競爭O2，故硝化作用有限，參與硝化反應的O2約為5.88 mL，約占自由O2的3%，硝化反應所消耗的氨氮約為1.97 mg)；(2)有機質被降解生成沼氣后，物料質量和體積隨之縮小，硝氮被濃縮；(3)厭氧消化過程中微生物利用無機氮合成有機氮；(4)硝氮的反硝化消耗硝氮。整個過程中，起初濃縮+硝化的影響大于反硝化+合成的影響，之后，兩方幾乎持平。

2.5 沼氣中N2的變化(圖6)

圖6 城市生活垃圾厭氧消化中沼氣中N2的變化

從圖6可以看出，沼氣中N2含量隨著消化過程的進行而迅速下降(前10 d)至0.8%，之后其含量緩慢上升，最后又有所下降。其原因可能為：(1)實驗初期未進行反應器的排空氣處理，初期N2含量為空氣中的N2含量。隨著厭氧消化產氣的進行，反應器中的N2被迅速排出，沼氣中N2含量迅速降低；(2)消化反應約15 d后，隨著底物的消耗，產甲烷反應減慢，而此時，體系又有適合反硝化的條件存在，N2有可能通過硝氮或亞硝氮反硝化[9](在填埋場的固廢中存在厭氧氨氧化菌所產生的反硝化[10])產生N2及液相中原有N2的逸出等使沼氣中N2在消化后期含量有所升高，其后又有所降低。由于硝氮濃度較低及液相中的N2極少，且反硝化菌非優勢菌種，故厭氧消化中后期沼氣中N2的含量均很低。

2.6 氮的行為方式對厭氧消化的影響

2.6.1 對pH值的影響

pH值是影響厭氧消化的一個極其重要的因素，其在城市生活垃圾厭氧消化中的變化見圖7。

圖7 城市生活垃圾厭氧消化過程中pH值的變化

2.6.2 對氧化還原電位的影響

氧化還原電位(ORP)也是影響厭氧消化的一個極其重要的因素。城市生活垃圾厭氧消化的三個階段都是在微生物作用下的生物氧化還原反應[14]，故氮的各類反應對厭氧消化的ORP會產生一定的影響。硝氮(氧化態)的存在會使體系的ORP升高，而氨氮(還原態)的存在則會使體系的ORP降低。并且，ORP又與pH值有著密切的關系，pH值降低則氧化還原電位升高，pH值每降低1，ORP升高0.06 mV[15]。

2.6.3 對產甲烷菌的影響

2.7 厭氧消化中的氮循環

圖8 城市生活垃圾厭氧消化中的氮循環

2.8 厭氧消化的氮化階段理論

長期以來，對厭氧消化的階段理論的研究大都集中在多量元素碳上(二、三階段理論等)，然而，對厭氧消化中氮的行為機理的分析表明，從微量元素氮的角度出發，研究厭氧消化的階段理論，同樣具有積極的意義。一方面，在厭氧消化的整個過程中，都存在著氮的變化，且其變化有主次之分，而消化過程的三個階段的微生物反應都需要消耗一定的NH3[12]；另一方面，對厭氧消化中各種形式的氮的監測技術的完善，為氮的檢測提供了技術保障；同時，根據德國農業化學家Liebig(1840)的最小因子定律——生物產量取決于系統中處于最小量狀態的營養物質，而生物產量又決定了厭氧消化的效果。因此，從氮的角度出發，可形成氮的階段理論。

(2)氨化階段：氧氣耗盡后，在厭氧微生物(氨化菌或脫氨酶等)的作用下，有機氮脫氨產生NH3-N。

(3)耗氨階段：微生物利用系統能量及碳源等，將NH3-N合成自身菌體蛋白；并且，反硝化菌將NH3-N氧化成N2；同時，NH3-N隨沼氣排出而散失。

3 結論

(2)在城市生活垃圾的厭氧消化中，存在著氮的硝化與反硝化反應及相關的硝化和反硝化菌群。

(3)在城市生活垃圾的厭氧消化中，氮的行為方式對厭氧消化過程會產生極大的影響，主要表現在對pH值、氧化還原電位及產甲烷菌的影響上。

(4)基于對城市生活垃圾厭氧消化中氮的轉化行為及其機理的分析及最小因子定律，可形成城市生活垃圾厭氧消化中存在氮的三階段(好氧、氨化、耗氨)理論。

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