不同TS濃度下污水廠剩余污泥和生活垃圾混合厭氧消化特性研究

劉建偉，夏雪峰

（1.北京市可持續城市排水系統構建與風險控制工程技術研究中心（北京建筑大學），北京 100044；2.北京建筑大學北京應對氣候變化研究和人才培養基地，北京 100044；3.北京建筑大學環境與能源工程學院，北京 100044）

近年來，城市污水處理廠發展迅速，在改善城市水環境方面發揮著越來越重要的作用。城市污水廠污水的處理大都以生物處理工藝為主，在污水處理過程中會產生大量的剩余污泥，如果處理或處置不當會帶來嚴重的二次污染問題。由于污水廠剩余污泥中含有一定量的有機質和非常豐富的N、P、K 等營養元素，并且含有可以進行厭氧消化的微生物，因此厭氧消化成為污水廠對剩余污泥實行穩定化、減量化和資源化處理的最廣泛采用的處理技術［1］。但是，由于污水廠剩余污泥中的C／N 值較低，采用單一污泥原料進行厭氧消化處理時往往不會有很高的產氣率和很好的有機物去除效果。與此同時，隨著我國社會經濟的快速發展和人民生活水平的提高，城市生活垃圾的產量逐年遞增，并成為困擾社會環境的另一大難題。目前，將生活垃圾分選后得到的有機質進行厭氧消化處理，在國內外已得到越來越多的應用［2］。然而，雖然生活垃圾有機質含量豐富、C／N 值高，但成分較為單一，且可能含有纖維素、半纖維素和木質素等難降解有機物，采用單一生活垃圾物料進行厭氧消化處理未必能取得理想的效果。有研究表明，采用污水廠剩余污泥和生活垃圾兩種物料進行混合厭氧消化處理可以得到較好的有機物去除效果［3］。

厭氧消化是一個較為復雜的反應過程，TS 濃度、溫度、C／N、接種物和pH 值等都會影響反應的順利進行。其中，TS濃度是影響厭氧消化過程較為關鍵的限制性因素之一［4］。目前，對于TS 濃度對污水廠剩余污泥和生活垃圾混合厭氧消化影響的研究較少。鑒于此，本文以污水廠剩余污泥和生活垃圾混合物料為研究對象，通過試驗研究了不同TS濃度下混和物料厭氧消化的特性。本試驗分別設置TS濃度為1%、3%、6%和10%共4種工況，通過批次試驗，對比不同TS濃度下混合物料厭氧消化的產氣量、氣體中甲烷體積百分含量、物料COD 去除率、消化液pH 值和VFAs濃度的變化情況，研究結果可為污水廠剩余污泥和生活垃圾混合厭氧消化的TS濃度選擇提供技術依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

本試驗采用的污水廠剩余污泥取自北京市某城市污水處理廠，是經過脫水后的剩余污泥；生活垃圾取自北京市海淀區某城市生活垃圾中轉站，原生垃圾經過手工分選得到其中的有機組分，再通過粉碎機將其充分粉碎，并加水使用膠體磨多次研磨；接種污泥取自北京市某城市污水處理廠，是厭氧消化污泥經過3個月的35℃中溫厭氧馴化而得到的污泥。污水廠剩余污泥和生活垃圾物料每2周制備1次，并置于4℃冰箱中保存待用。試驗材料的主要參數見表1。

表1 污水廠剩余污泥、生活垃圾和接種污泥的主要參數Table 1 Characteristics of sewage sludge from sewage plants，garbage and digested sludge

1.2 試驗裝置

本試驗所用的厭氧消化裝置為容積1L的血清瓶，氣體的收集和計量采用與血清瓶相連的容積1 L的廣口瓶。將連接并密封好的血清瓶置于恒溫水浴箱，溫度控制在35℃±1℃；每天搖晃攪拌2 次（8∶00和18∶00各1次），每次3min。

1.3 試驗方法

試驗采用分批厭氧消化的方式，分別設置TS濃度為1%、3%、6%和10%共4種工況，每組工況設置兩組平行。根據試驗條件的不同，在血清瓶中投加相應的消化底物和接種污泥，其中消化底物為污水廠剩余污泥和生活垃圾的混合物（VS 比為1∶2），消化底物與接種污泥的VS 比為1∶1，加蒸餾水定容至1.0L，向血清瓶中通5min氮氣保證厭氧狀態，并在35℃±1℃下進行厭氧消化試驗。每天記錄不同TS濃度下厭氧消化過程中產氣量并測定氣體中甲烷含量（以體積分數計），每隔3d取樣分析物料COD 濃度、厭氧消化液pH 值和VFAs濃度的變化情況。

1.4 分析方法

產氣量采用濕式氣體流量計測定；產氣中甲烷含量采用HP6890型氣相色譜儀測定；COD 濃度采用哈希COD 快速測定法測定；pH 值采用雷磁pHSJ24A 型pH 計測定；VFAs濃度采用滴定法測定，以乙酸計。

2 結果與討論

2.1 不同TS濃度下厭氧消化的產氣情況

本試驗對不同TS濃度的混合物料厭氧消化過程中的產氣情況進行了研究，其日產氣量和累計產氣量的試驗結果分別見圖1和圖2。

由圖1可以看出：在厭氧消化反應一開始，各不同TS濃度的試驗組均開始產氣，且在整個厭氧消化周期內表現出前期日產氣量高、后期日產氣量低，直至日產氣量穩定的特點，但各試驗組日產氣高峰期出現時間以及最高日產氣量均存在差異。其中，TS濃度為1%和10%的兩個試驗組，日產氣高峰期均出現在反應前期，峰值分別為452mL／d和436mL／d，隨后日產氣量逐漸降低；TS濃度為3%的試驗組，在第11天和第19天各出現一個日產氣高峰期，峰值分別為502mL／d和537mL／d，且在第二個日產氣高峰期后，日產氣量逐漸降低；而TS濃度為6%的試驗組，僅在第13天出現了日產氣高峰期，峰值為438mL／d。

此外，不同TS濃度的混合物料對厭氧消化的產氣周期也有一定影響。其中，TS 濃度為10%的試驗組產氣周期最長，可持續至第35天左右；而TS濃度為1%的試驗組產氣周期最短，產氣主要發生在前20天。這與何晶晶等［5］對葉菜類蔬菜垃圾濕式厭氧消化的研究結果相似，也發現物料TS 濃度對于厭氧消化反應持續時間有影響，當物料TS 濃度較高時，厭氧消化反應的遲滯期延長。

由圖2可以看出：各不同TS濃度的試驗組累計產氣量有明顯的差異。其中，累計產氣量最高的是TS濃度為3%的試驗組，厭氧消化反應結束時，累計產氣量達7 905mL；其次是TS濃度為6%的試驗組，累計產氣量為7 612mL；累計產氣量最低的是TS濃度為1%的試驗組，累計產氣量僅為6 129mL，而TS濃度為10%的試驗組累計產氣量為6 371mL。

結合圖1和圖2分析可知，不同TS 濃度的混合物料厭氧消化的日產氣量和累計產氣量均存在差異。其中，TS濃度為3%的混合物料厭氧消化的日產氣量和累計產氣量均最高；而TS 濃度為1%和10%的兩組混合物料厭氧消化的日產氣量和累計產氣量均相對較低。

不同TS 濃度的混合物料進行厭氧消化過程中，產氣量和產氣周期等特性不同，主要是因為TS濃度會對厭氧消化的傳質過程和系統有機負荷產生影響。混合物料TS 濃度較低時，含水率較高，氣-固-液傳質效果好，產氣周期短，但部分固體顆粒會沉積于反應器底部，使得厭氧消化反應進行得不完全，而且系統有機負荷較低，影響產氣量；混合物料TS濃度較高時，有機負荷較高，產氣量較高，但混合物料TS濃度過高時，含水率很低，消化液黏度高，氣-固-液傳質過程受阻礙，同時系統內有機負荷過量增加、VFAs積累、pH 值降低，影響高效微生物菌群特別是產甲烷菌的作用，產氣周期較長［6］。

因此，混合物料TS濃度過高或過低都不利于厭氧消化的順利進行。基于TS濃度對于混合物料厭氧消化產氣的影響特性，在污水廠剩余污泥和生活垃圾混合厭氧消化處理工程應用中，應將混合物料TS濃度調整至合適范圍，以保證較高的厭氧消化產氣量、較短的產氣周期。

2.2 不同TS濃度下厭氧消化產氣中甲烷體積百分含量的變化

本試驗對不同TS濃度的混合物料厭氧消化過程中，產生沼氣中的甲烷體積百分含量的變化情況進行了研究，其試驗結果見圖3。

由圖3可以看出：對于不同TS 濃度的混合物料，產生沼氣中的甲烷體積百分含量均隨著厭氧消化時間的延長呈先升高后緩慢下降的趨勢。在厭氧消化反應的第1天，TS濃度為1%、3%、6%和10%的混合物料產氣中的甲烷體積百分含量均較低，僅分別為33%、35.2%、34.85%和32.5%；之后，隨著產氣微生物菌群特別是產甲烷菌的不斷生長繁殖，沼氣中的甲烷體積百分含量逐漸升高，在反應的第15天或20天時，TS濃度為1%、3%、6%和10%的各試驗組產氣中的甲烷體積百分含量達最高值，分別為66.4%、69.1%、67.5%和64.4%。值得注意的是，TS濃度為1%的試驗組，產氣中的甲烷體積百分含量增加較快，在第10天甲烷體積百分含量就已超過60%，同時，在反應后期產氣中的甲烷體積百分含量降低也較快，在第30天時甲烷體積含量降低至58.3%。究其原因，可能是混合物料TS濃度較低時，系統氣-液-固傳質相對較好，甲烷化進程較快，甲烷體積百分含量高峰值出現時間較早；而混合物料TS濃度較高時，氣-液-固傳質相對較差，而且由于系統內有機負荷高、原料易酸化等原因，甲烷體積百分含量高峰值出現時間相對延遲。

總體說來，混合物料的TS濃度對于產氣中甲烷體積百分含量值以及最高體積百分含量值出現的時間有一定影響，但影響不大。當然，TS濃度對于厭氧消化消化過程的影響程度還取決于混合物料的配比和組成特性。本研究中厭氧消化物料為污水廠剩余污泥和生活垃圾的混合物，污水廠剩余污泥中存在一定量的不易于生物降解的胞外聚合物（EPS）等有機化合物，而生活垃圾中含有一定量脂肪和蛋白質等組分，兩者起到協同作用［7-8］，使得厭氧系統順利進入產甲烷階段。與單一物料的厭氧消化相比，混合物料厭氧消化過程更穩定，不易產生酸化現象。

2.3 不同TS濃度下厭氧消化過程中COD 濃度的變化

本試驗對不同TS濃度的混合物料在厭氧消化過程中，物料COD 濃度的變化情況進行了研究，其試驗結果見圖4。

由圖4可以看出：各不同TS 濃度的混合物料在厭氧消化過程中，物料COD 濃度均呈下降趨勢，但TS 濃度不同，COD 濃度降低程度不同。其中，TS濃度為3%的試驗組，COD 濃度降低程度最大，從初始的39 763 mg／L 降低至反應終期的20 007 mg／L，COD 去除率達49.68%；TS濃度為1%的試驗組，COD 濃度降低程度最小，從初始的COD 為38 659 mg／L 降低至反應終期 的28 286 mg／L，COD 去除率僅為26.83%；TS濃度為6%和10%的試驗組，COD 去除率分別為44.20%和30.17%。同時，各不同TS濃度的混合物料在厭氧消化過程中，COD 的降解速率也不同。其中，TS濃度為3%的試驗組，COD 降解速率最大，TS濃度為6%的試驗組次之，而TS濃度為1%和10%的試驗組COD降解速率變化曲線均較為平緩。

不同TS 濃度的混合物料厭氧消化過程中，COD降解程度和降解速率均不同，這主要源于不同TS濃度的混合物料中COD 的生物降解難易程度存在差異，TS濃度過高或過低均不利于COD 的生物降解。特別是當TS濃度較高時，厭氧消化液含水率較低、流動性差，COD 不易被生物降解［9-10］。

總體說來，TS濃度為3%的試驗組，COD 去除效果最好，TS濃度過高或過低均不利于COD 的去除。這與第2.1節中不同TS濃度下厭氧消化產氣量情況的試驗結果一致，即TS濃度為3%的試驗組累計產氣量為最大，氣體的產生即源于消化液中溶解性COD 的生物降解，因此COD 降解率越高的試驗組，對應的產氣量也越高。

2.4 不同TS濃度下厭氧消化過程pH 值的變化

本試驗對不同TS濃度的混合物料在厭氧消化過程中，厭氧消化液pH 值的變化情況進行了研究，其試驗結果見圖5。

由圖5可以看出：各不同TS 濃度的混合物料厭氧消化過程中，厭氧消化液pH 值均有不同程度的變化，各試驗組pH 值總體呈先下降后升高的趨勢，在厭氧消化后期逐漸穩定，且TS濃度越高，pH值變化越大。其中，TS 濃度為10%的試驗組，pH值在第12天即降低至5.39的最低值；而TS濃度為1%的試驗組，在厭氧消化期內pH 值一直保持在6.82以上。在厭氧消化反應的后期，各不同TS濃度的試驗組pH 值均維持在7.0～7.2之間。

總體看來，各試驗組在厭氧消化前期，pH 值下降較為迅速，主要是由于污水廠剩余污泥和生活垃圾的混合物料易于水解酸化，產生大量VFAs又不能立即被產甲烷菌充分利用，因而積累了大量VFAs，導致系統pH 值迅速下降［11］；同時，各試驗組的TS濃度越高，pH 值降低越多，這是因為TS濃度較高的試驗組，有機負荷較高，VFAs的積累量相對較高，使得系統pH 值下降較多，但隨著反應的進行，至厭氧消化后期的過程中，產甲烷菌逐漸利用產生的VFAs，再加上系統自身一定的緩沖能力，緩解了混合物料易水解導致的pH 值急劇下降的情況，使pH 值逐漸上升。

一般說來，產甲烷菌對生長環境的pH 值極為敏感，其最適宜的pH 值范圍為6.8～7.5，這時不會對產甲烷菌造成影響［12］。本研究中TS 濃度為1%和3%的試驗組，大部分反應時間內系統pH 值均在此最佳范圍內，為產甲烷菌提供了適合的pH值條件；而TS濃度為10%的試驗組，系統pH 值大部分偏離最佳范圍，從而對產氣情況造成影響。

2.5 不同TS濃度下厭氧消化過程中VFAs濃度的變化

VFAs是衡量厭氧消化過程微生物代謝狀態的一個重要指標。本試驗對不同TS濃度的混合物料在厭氧消化過程中，厭氧消化液VFAs濃度的變化情況進行了研究，其試驗結果見圖6。

由圖6可以看出：在厭氧反應期內，各不同TS濃度的試驗組VFAs濃度均呈現先升高、后降低、最后趨于平緩的趨勢。TS濃度較高時，VFAs濃度升高越快，達到的最高VFAs濃度值也越高，而TS濃度較低時，VFAs產生速率較為平緩，達到的最高VFAs濃度值較低。比如，在第8天時，TS 濃度為10%的試驗組VFAs濃度達最高值為4 895mg／L，而TS濃度為1%的試驗組VFAs濃度也達最高值卻僅為1 760mg／L，這說明混合物料TS濃度不同，厭氧消化系統內VFAs的產生特性存在差異。這是因為混合物料TS濃度越高，厭氧消化反應的有機負荷越大，有越多的有機物可以被水解和轉化為VFAs，并造成一定程度的VFAs積累［13-14］。除了TS濃度為10%的試驗組外，其他各試驗組內積累的VFAs濃度均未超過可能對甲烷菌造成抑制作用的VFAs濃度范圍［15-16］。

結合第2.4節的結果，厭氧消化系統pH 值的變化特性與VFAs的產生特性相關，VFAs濃度越高，系統pH 值降低越多。相對于VFAs的產生，pH 值變化有一定的延遲效應，如TS 濃度為10%的試驗組，在第8 天時VFAs濃度達最高值4 895 mg／L，而pH 值卻在第12天左右降至最低值5.39。

3 結論

（1）不同TS濃度的混合物料厭氧消化過程中的最高日產氣量和累計產氣量均存在差異。其中，TS濃度為3%的試驗組，混合物料厭氧消化系統的最高日產氣量和累計產氣量均達最大值，分別為537mL和7 905mL；TS濃度高于或低于3%的試驗組，系統最高日產氣量和累計產氣量均降低。

（2）TS濃度對混合物料厭氧消化系統產生的氣體中甲烷體積百分含量高峰值有一定影響。TS濃度較低時，系統甲烷化進程較快，甲烷體積百分含量高峰值出現時間較早；TS濃度較高時，系統甲烷體積百分含量高峰值出現時間相對延遲。

（3）TS 濃度越高，厭氧消化液pH 值降低越多，VFAs濃度積累也更高。混合物料TS 濃度分別為1%、3%和6%的試驗組，沒有出現因VFAs濃度積累而產生的酸抑制現象，而TS濃度為10%的試驗組，厭氧消化液VFAs 濃度最高達4 895 mg／L，pH 值降低至5.39的最低值。

［1］董慧峪，季民.剩余污泥厭氧消化甲烷生成勢與產甲烷菌群多樣性的比較研究［J］.環境科學，2014，35（4）：1421-1427.

［2］李東，孫永明，張宇，等.城市生活垃圾厭氧消化處理技術的應用研究進展［J］.生物質化學工程，2008，42（4）：43-50.

［3］Naomichi N，Yutaka N.Recent development of anaerobic digestion processes for energy recovery from wastes［J］.Journal of Bioscience and Bioengineering，2007，103（2）：105-112.

［4］喬瑋，曾光明，袁興中，等.厭氧消化處理城市垃圾多因素研究［J］.環境科學與技術，2004，27（2）：3-4，63.

［5］何晶晶，胡潔，呂凡，等.含固率和接種比對葉菜類蔬菜垃圾厭氧消化的影響［J］.中國環境科學，2014，34（1）：207-212.

［6］Lin D X，Li R D，Raninger B，et al.The impact of TS on the characteristics of anaerobic fermentation by cow-dung and organic waste［J］.Renewable Energy Resources，2011，29（4）：40-43.

［7］韓文彪，徐 霞.TS對城市有機垃圾和剩余污泥聯合厭氧消化的影響［J］.可再生能源，2014，32（9）：1418-1421.

［8］王曉嬌，楊改河，馮永忠，等.牲畜糞便與秸稈混合的厭氧發酵效果及影響閃素分析［J］.農業環境科學學報，2011，30（12）：2594-2601.

［9］Igoni A H，Abowei M F N，Ayotamuno M J，et al.Effect of total solids concentration of municipal solid waste in anaerobic batch digestion on the biogas produced［J］.Journal of Food Agriculture &Environment，2007，5（2）：333-337.

［10］Forster-Carneiro T，Perez M，Romero L I.Influence of total solid and inoculum contents on performance of anaerobic reactors treating food waste［J］.Bioresource Technology，2008，99（15）：6994-7002.

［11］張雪松，朱建良.影響纖維素類物質厭氧發酵產氫因素的研究［J］.生物技術通報，2005（2）：47-50.

［12］林端旭，李潤東，Bernhard Raninger，等.TS對牛糞與有機垃圾聯合厭氧消化特性的影響研究［J］.可再生能源，2011，29（4）：40-47.

［13］張曉明，程海靜，郭強，等.高含固率有機垃圾厭氧發酵生物反應器研究現狀［J］.中國資源綜合利用，2010，28（2）：51-54.

［14］李禮，徐龍君.含固率對牛糞常溫厭氧消化的影響［J］.環境工程學報，2010，4（6）：1413-1416.

［15］Esposito G，Frunzo L，Giordano A，et al.Anaerobic codigestion of organic wastes［J］.Reviews in Environmental Science and Bio／Technology，2012，11（4）：325-341.

［16］Wang Y，Zhang Y，Wang J，et al.Effects of volatile fatty acid concentrations on methane yield and methanogenic bacteria［J］.Biomass and Bioenergy，2009，33（5）：848-853.