剩余污泥高固態臥式厭氧消化的中試啟動研究

許鳳劍 ， 趙明星 ， 宋 聯 ， 朱 葛 ， 施萬勝 ， 阮文權 ， 繆恒鋒 *

（1.江南大學環境與土木工程學院，江蘇無錫214122；2.江南大學江蘇省厭氧生物技術重點實驗室，江蘇 無錫214122；3.無錫國聯環?？萍脊煞萦邢薰荆K 無錫214131）

剩余污泥是指污水處理廠處理廢水時在初沉池以及二級、三級處理工藝中產生的沉淀污泥物、顆粒物和漂浮物等。隨著我國社會經濟的發展和城鎮化的快速發展，城鎮污水廠的數量和規模在不斷增加。我國在污泥處理處置中存在的“重水輕泥”問題十分嚴重，對污泥處理處置的重視和投入不夠，80%的污泥沒有得到合理的處理處置。初步估算“十二五”期間，全國年平均產80%含水率的濕污泥3500～6000 萬噸，折合干污泥約 700～1200 萬噸[1]。到2020年污泥年產量將突破6000萬噸，污泥產量的不斷增加給環保行業帶來了巨大的壓力[2]。

剩余污泥易降解的有機組分為有機固體總量的59%～88%[3]。在眾多的污泥處置技術中，厭氧消化技術是污泥處理處置的有效方式之一，厭氧消化可以減少污泥體積，穩定污泥性質，提高污泥的脫水效果，減少污泥惡臭，減少病原微生物量，提高污泥的衛生質量[4]。傳統污泥濕式消化中污泥含水率高達95%，產生大量難以處理的沼液，同時由于反應體系含有大量的水給增溫系統帶來巨大困難，處理時所占空間大卻消化能力低[5]。污泥高固態消化克服了傳統厭氧處置的不足，提高了單位有機物的處理量，同時大大降低了沼液的產生量，減少了占地面積，提高了消化能力[6]。但是傳統的立式消化裝置也存在一定的不足，由于污泥的粘度和密度較大，厭氧處理時污泥容易堆積在底部，造成局部酸化，傳質傳熱受阻，發酵速率較慢等。而臥式反應器具有攪拌效率高，有效體積大，能耗低等特點，采用臥式反應器可有效的避免立式反應器處理污泥的不足。

本研究作者選擇高固態厭氧消化，為提高體系傳質傳熱性能，采用臥式反應器，內置橫向攪拌系統。研究了剩余污泥在臥式反應器中有機物降解的情況，分析了污泥中蛋白質和多糖的變化情況，分析了消化過程中污泥產氣量，有機酸和氨氮質量分數的變化情況，研究了消化結束后污泥的產甲烷性能，進行了臥式厭氧消化反應器的啟動研究。通過中試反應器的運行為污泥厭氧消化工程化的應用提供借鑒。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

剩余污泥取自無錫市濱湖區太湖新城污水處理廠帶式壓濾機出泥，污泥性質見表1。

表1 剩余污泥性質Table 1 Characteristics of excess sludge

1.2 實驗裝置

本實驗的運行裝置位于無錫太湖新城污水處理廠，該反應裝備主要分為進料裝置、臥式厭氧反應裝置、沼氣收集和凈化裝置、太陽能保溫裝置和沼渣脫水裝置等。剩余污泥進入儲料罐中，通過提升機輸送到一定高度，在螺旋輸送機的作用下從上部進入厭氧發酵罐中，發酵罐為臥式厭氧發酵罐，可以自動監測壓力、流量和液位等，可實時監控。厭氧發酵產生的沼氣經過脫水和脫硫凈化后進行收集和利用。設置了沼渣出料裝置，沼渣通過板式壓濾機進行脫水。為了實現反應器全年穩定運行，克服冬季或低溫情況下反應效率低的問題，設計了太陽能保溫設施，可維持反應器的全年穩定運行。溫室采用的太陽能保溫裝置以槽鋼和角鋼為骨架，以PC陽光板覆蓋四周和頂端，整個裝置密封良好，PC陽光板帶有紫外線吸收膜可吸收紫外線。日照時，棚內溫度可快速升高，夜晚時對反應器也有良好的緩沖保溫作用。臥式反應裝置的體積為50 m3，裝置示意圖如圖1所示，反應器按沿程平均分布4個取樣口，分別為1號、2號、3號和4號，分別用R1、R2、R3和R4表示。太陽能溫室體積約80 m3。

圖1 中試反應裝置示意圖Fig.1 Diagram of pilot reactor

反應器啟動時采用連續進料的方式進行加料，第1天進剩余污泥10噸，以后每天進料1噸，1個月內完成進料，共加料40噸，體積約為35 m3，未加入產甲烷菌種。完成進料后每日定時進行攪拌，攪拌轉速為5 r/min，啟動過程的厭氧消化時間為73 d。

1.3 測定方法

測定氨氮、VFA、蛋白質和多糖時，對污泥進行預處理，取1 g污泥加入9 g無氨水震蕩離心后測定上清液指標，參照 《城市污水廠污泥檢測方法》（CJ/T221-2005）[7]。VS 的測定根據《國家水和廢水監測分析方法》[8]；總氮和蛋白質的質量分數測定采用凱氏定氮法[9]；總碳的測定采用總有機碳分析儀；多糖測定采用苯酚-硫酸法[10]。沼氣產量采用熱式氣體質量流量計測定，規格為FAJR-15 DN15 mm。甲烷體積分數測定采用便攜式甲烷測定儀測定。

2 結果與分析

2.1 啟動過程中反應器保溫效果的分析

溫度是影響厭氧消化效果的關鍵因素之一，不同的溫度對應特定的產甲烷群落，厭氧消化的溫度波動不能太大，否則會影響產甲烷效果的穩定性[9]。為考察啟動階段太陽能溫室的溫控效果，記錄了反應器內，溫室棚內以及室外的溫度變化情況，分析了4月20號一天內溫度的變化情況（圖2）；同時記錄了從三月底以來的73天溫度變化的數據（圖3）。從圖2可知溫室棚內溫度明顯高出室外10~12℃，反應器內溫度高出室外6~9℃，且反應器內溫度更加穩定，溫度波動幅度小，最低溫度26℃，最高溫度33.5℃，反應器溫差為7.5℃，溫室棚內溫度波動較大，最高溫度38.2℃，最低溫度25.4℃，溫差為12.8℃，溫室外最高溫度24.7℃，溫室外最低溫度17.5℃，溫差達到7.4℃，這表明溫室不但對反應器有良好的增溫效果，而且對其溫度的穩定性起到一定的作用。

圖2 一日內溫差變化Fig.2 Daily variation in temperature

圖3為連續73 d內溫度變化的情況，從圖中可以看出，前期反應器內和溫室內外3處溫度都處于最低溫度，分別是10.2、15.1℃和11℃。后期反應器內和溫室內外三處溫度處于最高溫度，分別為30.8、41.2℃和37.2℃。前期室外溫度最低時棚內外溫差較小，溫差為4.9℃，罐內溫度和室外溫度差只有0.8℃，而到后期，當室外溫度最高時，溫室內外溫度差為10.4℃，反應器內和室外的溫度差為6.8℃，由此可以看出，當室外溫度越高時，溫室內外溫差越大，溫室的增溫效果越好。啟動過程的后半段室內外溫差高于反應前半段。在第50天到第73天時，溫室內溫度明顯高出室外10℃左右，反應器內溫度高出室外7~8℃，說明隨室外溫度的提高，溫室的升溫效果越來越好。本研究的結果與孟成林等人對污泥厭氧消化的溫室-太陽能熱水器組合增溫系統的研究結果相似[11]。

圖3 消化過程中溫度的變化Fig.3 Changes of the temperature during digestion

2.2 啟動過程中沼氣量和甲烷體積分數的情況

圖4為發酵罐產氣量和甲烷體積分數的變化曲線，從圖可知，反應初始階段，反應器內產氣效果不明顯，這主要是因為投料為好氧剩余污泥，自然馴化需要的時間較長，在沒有接種物的情況下，初期幾乎無產氣。但隨著反應的不斷進行，反應器日產沼氣量不斷提升，初期日產氣的增速較緩慢，在第25—55天，反應器產氣量明顯提升，日產氣量從3.9 m3迅速提高到16 m3，對比圖3可知，這一時期反應器內的溫度從25℃上升到35℃，產氣量和溫度均迅速提高，溫度的上升大大提升了產甲烷菌的活性，提高了消化效率，反應器溫度達到35℃時，有利于污泥的中溫厭氧消化。在第55—65天，反應器產氣速率維持在一個較高的水平，到第60天后產氣量有所下降，這主要是由于反應器內底物的大部分已被利用，體系中已沒有充足的有機物維持較高的厭氧消化速率，到第73天，反應器中污泥每克VS累計產氣量為274 mL。高軍等在研究剩余污泥固態厭氧消化時污泥的產甲烷量為350~730mL/gVS[12]，這一結果比本文的產氣率高，可能的原因是其添加了厭氧污泥作為種泥，加快了反應的速率。從圖中甲烷變化的情況可以看出初始階段所產沼氣中甲烷量較少，前45 d均維持在一個較低的狀態，在第45—60天不斷提高并達到最大值58%，之后均維持在40%~55%之間，對應65 d后的產氣量，產氣先達到高峰一周后氣體中甲烷體積分數達到高峰。從產沼氣量和甲烷體積分數的數據分析表明反應器污泥厭氧消化啟動已完成。反應器內污泥的微生物主要由桿菌屬、變形菌屬、胞菌屬、擬桿菌類、八疊球菌和產甲烷髦毛菌等組成[13]。

圖4 產氣量和甲烷含量的變化Fig.4 Changes of accumulation biogas and methane yield

2.3 啟動過程中揮發性脂肪酸和氨氮的變化分析

厭氧發酵過程中，有機物逐步被微生物轉化為揮發性脂肪酸 （VFA），VFA可作為產甲烷菌的底物，通過自身代謝作用生成甲烷。但較高濃度的VFA會引起發酵體系酸化、pH值降低、微生物代謝過程停滯，導致發酵過程失敗[14]。但是在高固態污泥厭氧消化過程中，因為反應體系具有較高的氮源，能提高pH值，從而能夠中和水解產生的酸，避免發生酸抑制現象[15]。

圖5為啟動階段發酵罐4個取樣口污泥VFA的變化情況，從圖中可以看出VFA初始質量分數較低，第1天到第15天，VFA的質量分數迅速增加到1500 mg/kg，這一階段中有機物迅速分解為有機酸，從第15天到第42天VFA質量分數緩慢上升，在第42天時達到最大值2395 mg/kg，從第15天到第43天VFA質量分數緩慢上升，雖然這一階段反應器溫度不斷提高，但VFA質量分數的增加速率并不快，可能的原因是產甲烷菌利用有機酸的速率不斷提高，到第40天有機酸的質量分數開始下降，在第40到55天經過波動后逐漸降低，在60到74天，有機酸的質量分數也逐漸降低，在第73天VFA質量分數減少至1800 mg/kg左右，這一階段正好對應了圖4中產氣量減少的階段，可能是因為罐內污泥經過2個月的消化后有機物的質量分數已經較低，沒有足夠的底物供產甲烷菌利用，造成產氣量減少。對比反應器沿程4個取樣口所取污泥的VFA質量分數，由于反應器內攪拌槳葉有一定的傾斜角度，且反應器進料共用了約30 d，進料中會對反應器內污泥有推流作用，4組數據的變化趨勢幾乎相同。

圖5 厭氧消化中VFA的變化情況Fig.5 Changes of total VFA concentration during the reaction process

厭氧消化過程中，過高的氨氮質量分數會使體系溶解性有機酸質量分數降低，對厭氧消化產生抑制作用[16]。圖6為啟動過程中氨氮的變化情況，從圖中可以看出氨氮質量分數從一開始到第60天都處于上升的趨勢，從開始的49.9 mg/kg增加到124.3 mg/kg，前30 d氨氮的增加速率比后30 d的速率更快，隨著消化反應的進行，含氮有機物大量被降解，系統釋放大量氨氮，同時產甲烷菌活性增強，對酸的降解速率大于產酸，氨氮質量分數整體呈上升的趨勢。比較4個取樣口的氨氮質量分數，可以看出4組污泥氨氮質量分數整體呈現差異性，4號口污泥氨氮質量分數在變化過程中的質量分數均高于其它幾組，1號污泥氨氮質量分數最低，這可能是因為反應器攪拌方式的推流作用使不同沿程的污泥有不同的消化時間，4號口污泥消化時間最長，1號口污泥消化時間最短，消化時間越長污泥中氨氮量累積越多，所以4號污泥氨氮值高于其他幾組。比較高瑞麗等在搖瓶中進行的實驗，污泥氨氮值為100~400 mg/kg[17]，這一數值較高的原因可能是因為其添加了接種污泥并控制溫度穩定在36℃。厭氧消化最適的C/N為10∶1~12∶1，但由于剩余污泥的碳源不足，其碳氮比一般為5∶1~6∶1，過低的碳氮比容易使反應過程中pH值上升，銨鹽積累，本實驗的中后期出現了氨氮的升高現象，可能會對消化效果產生一定的影響。

圖6 厭氧消化過程中氨氮的變化情況Fig.6 Ammonia nitrogen concentration for different groups during the fermentation process

2.4 啟動過程中VS、蛋白質和多糖降解情況的分析

圖7為反應器啟動過程中4個取樣口污泥VS的變化情況。由圖可知，反應前期4個取樣口污泥VS幾乎沒有明顯的變化，前20 d VS轉化率由5%提高到10%左右，到第20天，VS質量分數約為10.2%，從第30天開始VS的轉化速率明顯加快，轉化率從10%提高到約38.5%，到第73天VS值為7%，此時VS/TS約為35.7%，對比圖3可知，前期速率較低，而后期速率較高的原因，可能是因為一方面反應器進料完全采用剩余污泥作為消化底物，沒有接種厭氧污泥，另一方面后期的消化溫度比前期提高10℃左右，后期的溫度更有利于污泥的厭氧消化。比較4個取樣口污泥VS的轉化率，4號取樣口污泥VS降解率初始值大于1號污泥，這是由于4號取樣口附近污泥的停留時間大于1號取樣口附近的污泥。這使得4個取樣口所取污泥的VS轉化率呈現出明顯的差異性。

圖7 厭氧消化中VS轉化率的變化Fig.7 Changes of the VS conversion rate in anaerobic digestion

圖8反映的是污泥中蛋白質的變化趨勢，從圖中可以看出隨著消化時間的增加，污泥中蛋白質的質量分數不斷減少，從最初的425 mg/kg降低到第73天的269 mg/kg，降解率約為36.7%。其中從第20到第60天，蛋白質的降解速率最快，降解率為總降解量的65%，這主要是因為適宜的溫度提高了污泥的消化效果。對比4組污泥變化情況，在消化的過程中4號口的污泥蛋白質質量分數明顯低于其他幾組，這是因為4號附近的污泥較其他幾組經歷了更長的消化延程，4號取樣口的污泥的消化時間大于3號取樣口的污泥。3號取樣口的污泥消化時間大于2號和1號取樣口污泥，其蛋白質質量分數也較2號和1號更低。

圖8 消化過程中蛋白質的變化Fig.8 Changes of the protein content during digestion

圖9反映的是消化過程中各延程污泥中多糖質量分數的變化，比較圖8圖9，二者有的變化趨勢較相似，說明在厭氧消化中蛋白質和多糖都是可被降解的有機物，多糖質量分數從一開始的315 mg/kg降低到第73天的220 mg/kg，降解率達到了30.1%，略低于蛋白質的降解率，本文這種現象的產生可能是因為剩余污泥中蛋白質總量較多，消化過程中利用的效率高。

圖9 多糖質量分數的變化Fig.9 Change of the polysaccharides in digestion process

2.5 反應器啟動中污泥產甲烷潛力的研究

產甲烷潛力是指單位有機物料在厭氧條件下發酵產生甲烷氣體的數量。有機物料的產甲烷潛力分析對于了解厭氧消化效率有重要的參考價值[18]。在一個100 mL的厭氧培養瓶內，加入15 g不同時期從反應器4號取樣口取出的污泥 （約1 gVS），分別是反應 15、30、45、60 d 和 75 d 的污泥， 標記為B1、B2、B3、B4和 B5。把污泥加入以乙酸鹽為底物的厭氧培養液50 mL，質量濃度為1.5 g/L。營養母液配制 質 量 濃 度 ：NH4C1：170 g/L；KH2PO4：37 g/L；MgS04·4H2O：9 g/L在35℃恒溫水浴內進行培養，用史氏發酵管內NaOH溶液吸收所產沼氣中的CO2，并對所產CH4進行計量。比較反應器中不同時期污泥的產甲烷活性，實驗結果如圖10。

圖10 產甲烷潛力的變化Fig.10 Change of Cumulative methane production

從圖10可知，5組實驗組最終的產甲烷量呈現出差異性，B5組產甲烷量最大，達到273 mL/gVS甲烷，明顯高于其他幾組，B1組的產甲烷量最小為79 mL/gVS，說明消化時間的長短對污泥的產甲烷潛力有影響，消化時間越長的污泥產甲烷潛力越大。比較5組實驗組產甲烷速率可知，5組實驗組產氣高峰均在前 10 d，B5組的產氣速率最快，B1、B2和 B3前期產氣速率較接近，但B3組產氣時間較長，維持到第16天，而B1組在第8天幾乎就不產氣，這也說明了污泥消化時間提高了其產甲烷潛力，反應器運行74 d內污泥厭氧活性不斷提高。董春娟對處理焦化廢水的EGSB反應器中顆粒污泥進行產甲烷潛力測試，發現其最終產甲烷量為125 mL/gVS[19]，冼萍等對造紙廠厭氧顆粒污泥進行了產甲烷潛力測試，實驗的產甲烷量累計達到330 mL/gVS[20]。結合文獻的研究成果，對比本文B5組產甲烷潛力值273mL/gVS，本實驗B5組污泥產甲烷潛力值已達到厭氧污泥產甲烷潛力水平，說明經過73 d的厭氧消化，反應器內的剩余污泥已轉化成為厭氧污泥，具有了一定的產甲烷活性。

3 結語

通過搭建太陽能溫室裝置，起到提高和穩定反應器內溫度的作用，反應器內溫度較室外溫度能提高10℃左右，可以將反應器內溫度的波動控制在4~5℃。

經過73 d的厭氧消化，含固率20%左右的剩余污泥的VS降解率可達到38.5%，VS/TS由開始的57%降低到35.7%，蛋白質和多糖均得到一定程度的降解，降解率分別為36.7%和30.1%。通過研究反應器不同沿程污泥性質的差異，發現不同沿程上污泥的VS、蛋白質、多糖和氨氮均呈現明顯的差異性，說明具有推流效果的臥式反應器不同沿程上污泥具有不同的消化時間，污泥所處沿程越長的消化時間越長。

經過73 d厭氧消化，反應器中污泥每克VS累計產氣量為274 mL，甲烷體積分數最大達到58%。通過對反應器內不同時間污泥進行產甲烷潛力分析發現，在消化73 d后，污泥的產甲烷潛力達到273 mL/gVS，表明污泥已經具備了良好的產甲烷潛力，剩余污泥在臥式反應器內經過73 d的消化后具備了一定的厭氧活性。