基于厭氧共消化技術處理污泥與城市有機垃圾的研究

摘 要：為了研究基于厭氧共消化技術對污泥和城市有機垃圾的處理，本文以污水處理廠剩余污泥和職工餐廳中餐廚垃圾作為研究對象，通過厭氧消化（MAD）試驗，分析了污泥與有機垃圾對MAD產氣的影響以及對MAD穩定性的影響，研究結果表明，隨著厭氧消化反應（MAD）時間延長，MAD累積氣量逐漸增大，當污泥與餐廚垃圾混合比為8∶2時，MAD產氣性能顯著提高。隨著厭氧消化反應（MAD）時間延長，污泥與餐廚垃圾各混合比溶液的SCOD（化學需氧量）和TVFAs（乙醇及揮發性脂肪酸）濃度均先增大再減小。隨著厭氧消化反應（MAD）時間延長，污泥與餐廚垃圾各混合比溶液的pH值（酸堿度）均先減小再增大，TAN（總氨氮）均逐漸增大。

關鍵詞：厭氧消化技術；污泥處理；有機垃圾；產氣量

中圖分類號：X 799" 文獻標志碼：A

隨著城市快速發展，需要處理的污水逐漸增多，污水廠剩余污泥也相應增多。學者們針對如何有效處理剩余污泥，實現保護環境和經濟增長的雙重效益進行了多方面研究，王文標等[1]研究了硫酸鹽對厭氧消化的影響及強化工藝，認為廢水中的硫酸鹽成分會對厭氧生物處理效能產生一定的抑制作用。陳天逸等[2]對活性碳介導厭氧鐵氨氧化脫氮效能及影響因素進行了研究，研究結果表明，pH值為6～7時有助于提高出水NH4+-N去除率。張波等[3]研究了高濃度氨氮對厭氧膜生物反應器處理養豬廢水的抑制影響，研究結果表明，高濃度氨氮主要抑制了乙酸降解微生物的比產甲烷活性，而生物炭的投加利于維持污泥在高氨氮濃度下的乙酸鹽降解產甲烷能力。孫志國等[4]對強化循環厭氧反應器處理印染廢水的厭氧顆粒污泥特性進行了研究，研究結果表明，隨著HRT縮短，系統內SS和VSS的含量都呈先減少后增加的趨勢。雷立帆等[5]對中溫和高溫條件下餐廚垃圾厭氧發酵產氣動力學進行了研究，研究結果表明，高溫厭氧發酵最大產甲烷潛能比中溫發酵高32.37%。以上學者研究了硫酸鹽對厭氧消化的影響，分析了餐廚垃圾厭氧發酵產氣動力學規律。

然而，學者們未系統考慮厭氧共消化技術對不同混合比例的污泥和餐廚垃圾的處理，基于此，本文以污水處理廠剩余污泥和職工餐廳中餐廚垃圾作為研究對象，通過厭氧消化（MAD）試驗研究了基于厭氧共消化技術對污泥和城市有機垃圾進行處理的技術，分析了污泥與有機垃圾對MAD產氣的影響以及對MAD穩定性的影響。

1 試驗材料和方法

1.1 試驗材料

本次研究以污水處理廠處理污水后的剩余污泥以及工業園內職工餐廳的餐廚垃圾作為研究對象，在35℃下通過不同劑量的CaO2（過氧化鈣）對不同混合比例的污泥和餐廚垃圾進行中溫厭氧消化（MAD）試驗，試驗設備如圖1所示。將采集好的污泥儲存在容器中，并在4℃條件下保存，將收集后的餐廚垃圾去掉骨頭和紙巾后，采用破碎機打碎混勻，再加入適量去離子水稀釋，然后過8目篩后存儲。試驗所用的接種物取自酒廠的厭氧發酵池，在35℃下，將接種物在震蕩速率為150r/min的振蕩器中進行培養備用。

1.2 試驗方法

在污泥的預處理過程中，先將污泥離心脫水后再加入離子水，將溶液內固體含量調配為5%左右，放入2L的燒杯中，然后在燒杯中加入純度為32.5%的CaO2（過氧化鈣），CaO2的劑量為0.32g/gVS，將混合溶液攪拌均勻后在室溫下放置48h。

預處理的污泥和餐廚垃圾進行厭氧共消化反應（在120mL的血清瓶中進行），在試驗過程中，設置了4種不同的污泥與餐廚垃圾混合比，第1種全污泥，第1種污泥與餐廚垃圾混合比為5∶5，第3種混合比為7∶3，第4種混合比為8∶2，將全污泥試驗作為對照試驗，全污泥溶液在試驗前需要采用NaOH溶液和HCl溶液調節pH值為7.0±0.1，NaOH和HCl溶液濃度均為2mol/L，然后按照混合比將污泥與餐廚垃圾混合均勻，將接種物和混合均勻的基質溶液放入消化反應瓶中，基質溶液與接種物的體積比為5∶1。將接種后的基質溶液進行密封，密封前將氮吹入反應瓶中，形成厭氧環境，厭氧消化反應試驗在恒溫空氣浴搖床中進行，并保持試驗溫度為35℃，搖床振動速率為150r/min。試驗過程中，每種消化反應均進行3次，在消化期間每1d進行1次取樣測定，待反應產氣停止時，試驗結束。

試驗結束后，將反應后的溶液置入離心管中，分離出沼液和沼渣，然后測定沼液中的pH（酸堿度）、TAN（總氨氮）、SCOD（化學需氧量）、TVFAs（乙醇及揮發性脂肪酸）和FAN（游離氨），測定沼渣中的TP（總磷）、TN（總氮）、TK（總鉀）。其中pH、TAN、SCOD、VFAs和FAN的采用《水和廢水監測分析方法》中規定的方法進行測定，TP、TN、TK采用《土壤農化分析》中規定的方法進行測定。

2 試驗結果與分析

2.1 污泥與有機垃圾對MAD產氣的影響

在不同污泥與餐廚垃圾混合比條件下，污泥與餐廚垃圾理在厭氧消化反應（MAD）日產氣量與累積氣量歷時變化，如圖2所示。

由圖2（a）可知，當進行厭氧消化反應（MAD）第1d時，不同污泥與餐廚垃圾混合比溶液產氣量最大，混合比分別為全污泥、5∶5、7∶3、8∶2時，MAD產氣量分別為9.21mL/gVS、44.34mL/gVS、69.12mL/gVS、65.60mL/gVS。隨著反應時間延長，不同混合比的溶液產氣量逐漸減小，當第5d時，混合比為5∶5的溶液產氣量降至最小，其值幾乎為0。全污泥溶液在反應后第8d，產氣量達到第2個峰值，峰值產氣量為16.79mL/gVS，隨著反應持續進行，在第32d降至0.23mL/gVS。混合比為7∶3的溶液在第7d產氣量達到最小，隨著反應時間持續，產氣量逐漸增大，在第21d達到第2個峰值，峰值產氣量為24.26mL/gVS，隨著時間延長，產氣量再次減小，然后再增大。混合比為8∶2的溶液在第12d的產氣量達到第2個峰值，峰值產氣量為31.22mL/gVS，隨著反應時間持續，產氣量逐漸減小，當反應進行至24d時，產氣量增至第3個峰值。

由圖2（b）可知，隨著厭氧消化反應（MAD）時間延長，不同污泥與餐廚垃圾混合比溶液產累積氣量逐漸增大。當反應時間在1d～9d范圍時，混合比為7∶3的溶液產氣量最大，全污泥溶液產氣量最小，當反應時間大于9d時，混合比為8∶2的溶液產氣量最大，混合比為5∶5的溶液產氣量最小。因此，當采用厭氧共消化技術對污泥和有機垃圾進行處理時，污泥與餐廚垃圾混合比為8∶2時，可提高厭氧共消化反應時的產氣性能。

由圖2可知，當第1d進行厭氧消化反應（MAD）時，污泥與餐廚垃圾混合比溶液產氣量最大，隨著厭氧消化反應（MAD）時間延長，不同污泥與餐廚垃圾混合比溶液產累積氣量逐漸增大。當反應時間大于9d時，混合比為8∶2的溶液產氣量最大，因此，當采用厭氧共消化技術對污泥和有機垃圾進行處理時，使污泥與餐廚垃圾混合比為8∶2，可提高厭氧共消化反應時的產氣性能。

2.2 污泥與有機垃圾對MAD穩定性的影響

在不同污泥與餐廚垃圾混合比條件下，污泥與餐廚垃圾理在厭氧消化反應（MAD）時SCOD（化學需氧量）、TVFAs（乙醇及揮發性脂肪酸）的濃度變化如圖3所示。

由圖3（a）可知，隨著厭氧消化反應（MAD）時間延長，污泥與餐廚垃圾各混合比溶液的SCOD（化學需氧量）濃度均呈先增大再減小的趨勢。當溶液混合比分別為全污泥、5∶5、7∶3、8∶2時，SCOD的初始濃度分別為4295.72mg/L、28577.4mg/L、19391.0mg/L、9558.29mg/L，當溶液為全污時，SCOD的初始濃度最小。當反應進行第5d時，全污泥和混合比為8∶2溶液的SCOD濃度達到峰值，峰值濃度分別為5422.1mg/L、15097.83mg/L，當反應進行第15d時，混合比為7∶3溶液的SCOD濃度達到峰值，峰值濃度為25622.96mg/L，當反應進行第30d時，混合比為5∶5溶液的SCOD濃度達到峰值，峰值濃度為35298.7mg/L。在相同反應時間下，混合比為5∶5溶液的SCOD濃度始終最大。

由圖3（b）可知，隨著厭氧消化反應（MAD）時間延長，污泥與餐廚垃圾各混合比溶液的TVFAs（乙醇及揮發性脂肪酸）濃度均呈先增大再減小的趨勢。當反應進行第5d時，全污泥和混合比為8∶2溶液的TVFAs濃度達到峰值，峰值濃度分別為3550.85mg/L、10948.16mg/L，當反應進行第10d時，混合比為5∶5溶液的TVFAs濃度達到峰值，峰值濃度為25750.83mg/L，當反應進行第15d時，混合比為7∶3溶液的TVFAs濃度達到峰值，峰值濃度為29260.32mg/L。因此，當污泥中加入一定比例的餐廚垃圾時，可顯著提高混合溶液的TVFAs濃度。

由圖3可知，隨著厭氧消化反應（MAD）時間延長，污泥與餐廚垃圾各混合比溶液的SCOD（化學需氧量）和TVFAs（乙醇及揮發性脂肪酸）濃度均呈先增大再減小的趨勢，與其他混合比溶液相比，混合比為5∶5溶液的SCOD濃度始終最大，混合比為7∶3溶液在反應15d的TVFAs濃度最大，因此，當污泥中加入一定比例的餐廚垃圾時，可顯著提高混合溶液的SCOD和TVFAs濃度。

在不同污泥與餐廚垃圾混合比條件下，污泥與餐廚垃圾理在厭氧消化反應（MAD）時PH（酸堿度）變化和TAN（總氨氮）、FAN（游離氨）的濃度變化如圖4所示。

由圖4（a）可知，隨著厭氧消化反應（MAD）時間延長，污泥與餐廚垃圾各混合比溶液的pH值（酸堿度）均先減小再增大。在反應初期，溶液混合比分別為全污泥、5∶5、7∶3、8∶2時的pH值分別為6.62、6.81、7.36、7.76，當反應進行第5d時，各溶液的pH值均降至最低值，溶液均出現不同程度的酸化，在相同反應時間下，溶液混合比為5∶5時的pH值始終最小。

由圖4（b）可知，隨著厭氧消化反應（MAD）時間延長，污泥與餐廚垃圾各混合比溶液的TAN（總氨氮）均呈逐漸增大的趨勢，在反應初期，當溶液混合比分別為全污泥、5∶5、7∶3、8∶2時，溶液中TAN濃度分別為335.8mg/L、410.09mg/L、425.55mg/L、338.56mg/L，當反應時間為35d時，溶液中TAN濃度達到最大，最大濃度分別為891.08mg/L、899.15mg/L、1241.33mg/L、1024.19mg/L。在相同反應時間下，溶液混合比為8∶2時的TAN濃度始終最大。

由圖4（c）可知，當厭氧消化反應（MAD）時間為5d時，污泥與餐廚垃圾各混合比溶液的FAN（游離氨）的濃度達到最小，隨著反應時間持續延長，FAN（游離氨）的濃度逐漸增大。當反應時間為10d時，全污泥和混合比為8∶2溶液FAN（游離氨）的濃度達到峰值，與其他2種溶液相比，FAN（游離氨）的濃度略有增大。當反應時間為35d時，混合比為5∶5和7∶3溶液FAN（游離氨）的濃度達到峰值，其中混合比為7∶3溶液FAN（游離氨）的濃度增大明顯，相比其他溶液，FAN（游離氨）的濃度最大。

由圖4可知，隨著厭氧消化反應（MAD）時間延長，污泥與餐廚垃圾各混合比溶液的pH值（酸堿度）均先減小再增大，TAN（總氨氮）均逐漸增大。當反應進行第5d時，各溶液的pH值和FAN（游離氨）的濃度降至最低值，溶液出現不同程度的酸化，當反應時間為35d時，溶液中TAN濃度達到最大，在相同反應時間下，溶液混合比為8∶2時的TAN濃度始終最大。

3 結語

本文以污水處理廠剩余污泥和職工餐廳中餐廚垃圾作為研究對象，通過厭氧消化（MAD）試驗，研究了基于厭氧共消化技術對污泥和城市有機垃圾進行處理的技術，分析了污泥與有機垃圾對MAD產氣的影響以及對MAD穩定性的影響，可得如下結論。1）當第1d進行厭氧消化反應（MAD）時，污泥與餐廚垃圾混合比溶液產氣量最大，當反應時間持續延長時，MAD累積氣量逐漸增大。當反應時間大于9d時，與其他溶液相比，混合比為8∶2的溶液產氣量最大，因此，當污泥與餐廚垃圾混合比為8∶2時，可提高厭氧共消化反應時的產氣性能。2）隨著厭氧消化反應（MAD）時間延長，污泥與餐廚垃圾各混合比溶液的SCOD（化學需氧量）和TVFAs（乙醇及揮發性脂肪酸）濃度均先增大再減小，與其他溶液相比，混合比為5∶5溶液的SCOD濃度始終最大，當污泥中加入一定比例的餐廚垃圾時，可顯著提高混合溶液的SCOD和TVFAs濃度。3）隨著厭氧消化反應（MAD）時間延長，污泥與餐廚垃圾各混合比溶液的PH值（酸堿度）均先減小再增大，TAN（總氨氮）均逐漸增大。當反應進行第5d時，各溶液的pH值和FAN（游離氨）的濃度降至最低值，溶液出現不同程度的酸化。

參考文獻

[1]王文標，謝靖，謝麗.硫酸鹽對厭氧消化的影響及強化工藝研究進展[J].凈水技術，2024，43（增刊1）：8-14.

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[3]張波，王高駿，付鵬，等.高濃度氨氮對厭氧膜生物反應器處理養豬廢水的抑制影響及生物炭緩解效能[J].環境工程學報，2024，18（5）：1283-1291.

[4]孫志國，畢深濤.強化循環厭氧反應器處理印染廢水的厭氧顆粒污泥特性研究[J].能源與環境，2024（2）：12-15+69.

[5]雷立帆，陳金陽，于欣卉，等.中溫和高溫條件下餐廚垃圾厭氧發酵產氣動力學的研究[J].中國沼氣，2024，42（2）：31-37.