氨氮濃度對餐廚垃圾兩相發酵中產甲烷相的影響

李政偉， 尹小波,2， 李 強,2， 劉 瑩， 宋文芳， 周 正，2， 唐 治， 鄧雅月,2

(1.農業部沼氣科學研究所， 四川 成都 610041；2.農業部農村可再生能源開發利用重點實驗室， 四川 成都 610041; 3.北京市優質農產品產銷服務站， 北京 100101 )

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氨氮濃度對餐廚垃圾兩相發酵中產甲烷相的影響

李政偉1， 尹小波1,2， 李 強1,2， 劉 瑩3， 宋文芳3， 周 正1，2， 唐 治1， 鄧雅月1,2

(1.農業部沼氣科學研究所， 四川 成都 610041；2.農業部農村可再生能源開發利用重點實驗室， 四川 成都 610041; 3.北京市優質農產品產銷服務站， 北京 100101 )

文章實驗采用產酸相中溫產甲烷相高溫兩相發酵工藝，逐步提高系統中有機負荷，以此研究產甲烷相中氨氮濃度的變化規律及其影響。結果表明：氨氮濃度隨有機負荷的提高而增大，當有機負荷提高到7.3 gVS·L-1d-1時，氨氮濃度上升到5386 mg·L-1，容積產氣率最高達4.1 L·L-1d-1，系統運行良好；當有機負荷達到7.7 gVS·L-1d-1時，氨氮濃度達到6144 mg·L-1，系統出現氨氮抑制；抑制解除后，系統可在有機負荷為3.4 gVS·L-1d-1，氨氮濃度為4586 mg·L-1的條件下穩定運行，容積產氣率達到2.5 L·L-1d-1。實驗結果還顯示：在高濃度氨氮條件下可強化乙酸的代謝，但對丙酸和丁酸的效果不明顯。

氨氮；餐廚垃圾；厭氧發酵；產甲烷相

餐廚垃圾厭氧發酵可以實現固體廢棄物的無害化、減量化以及資源化，避免了傳統處置方式帶來的一些環境問題[1]。近年來，有關影響餐廚垃圾厭氧發酵因素的研究越來越多[2]，尤其偏重于對氨氮毒性抑制的研究[3]。研究發現，對氨氮毒性抑制的影響因素有很多，如氨氮濃度，pH值，溫度，金屬離子,微量元素及系統的馴化程度。而在不同的研究中，造成毒性抑制的氨氮濃度是不同的，這與系統環境馴化與否有關[4]。以溫度為例，在高溫下，系統會產生了更高濃度的氨氮，但高溫微生物耐受氨氮的能力更強，是中溫微生物耐受氨氮濃度的兩倍[5]。另外，Lissens[6]等研究發現，不同的發酵工藝也會影響氨氮抑制，相比單相系統，兩相發酵系統對氨氮抑制有著更高的抵抗能力。

目前，有關氨氮影響的研究多是以豬糞、雞糞為發酵原料，而以餐廚垃圾為發酵原料的研究較少。鑒于此，本實驗采用產酸相中溫產甲烷相高溫兩相發酵工藝，以餐廚垃圾為發酵原料，通過逐步提高有機負荷來提高系統氨氮濃度，來研究不同氨氮濃度對餐廚垃圾厭氧發酵中產甲烷相的影響，以期為餐廚垃圾的規模化應用提供參考。

1 材料與方法

1.1 材料

實驗所用發酵原料取自本單位餐廳，總固體含量(TS)為19.79%，揮發性固體含量(VS)為17.69%，C/N為14.25。菌種取自本實驗室中試系統產甲烷相出水，TS為1.67%，VS為1.06%，氨氮濃度為1989 mg·L-1。

1.2 實驗裝置

實驗采用兩相發酵工藝，其中產酸相體積為4.5 L，有效發酵體積為3 L，培養溫度35℃，安裝有自動曝氣裝置，每小時曝氣一次，每次7分鐘。產甲烷相體積5 L，有效發酵體積4.5 L，培養溫度55℃，產氣量采用排水集氣法。產甲烷相實驗裝置如圖1所示。

1.取氣口；2.厭氧發酵瓶；3.恒溫培養箱；4.導氣管；5.量筒；6.取樣口圖1 產甲烷相實驗裝置示意圖

1.3 實驗設計

產酸相按照餐廚垃圾與實驗室中試系統產甲烷相出水體積比1∶2充分混合，放置35℃培養箱4天后測定揮發性脂肪酸(以下簡稱揮發酸)及氨氮濃度，直至揮發酸及氨氮濃度不再變化時，每天進出料。產甲烷相取自中試出水，放置55℃培養箱培養，待不產氣時開始進出料。啟動完成后，每天測定產酸相及產甲烷相pH值，揮發酸及氨氮濃度，每隔1d測定產甲烷相氣體成分，每個負荷下測定一次產甲烷相出水的TS和VS。根據系統日產氣量、揮發酸及氨氮濃度變化，逐步提高有機負荷。

1.4 分析方法

TS和VS采用重量法，氨氮采用蒸餾滴定法[7]；總碳、總氮采用JY/T017-1996元素分析方法通則；pH值采用pH計測定。甲烷含量及氫含量測定采用氣相色譜法(Agilent micro GC490)，其中載氣為高純氮氣，色譜柱類型為10 m PPV#BR，進樣器、柱箱溫度分別為100℃，50℃，載氣壓力80 kPa，進樣體積為5 mL。揮發性脂肪酸(以下簡稱揮發酸)采用氣相色譜法(上分GC112A)，載氣為高純氮氣，磷酸色譜柱類型為1.5 m GDX103+5%，柱箱、進樣器和檢測器溫度分別為160℃，210℃和230℃，進樣體積為2 μL。

2 結果與討論

2.1 產甲烷相氨氮變化

圖2 產甲烷相氨氮濃度變化

2.2 氨氮濃度對產甲烷相容積產氣率的影響

餐廚垃圾厭氧消化中的氨氮主要來自于蛋白質、氨基酸及其他含氮有機物的分解。由于厭氧消化的微生物細胞合成消耗氮較少，因此絕大部分氮以氨氮形式存在于系統中，并隨著有機負荷的提升逐步升高[3]。由圖2可以看出，當產甲烷相有機負荷從0.9 gVS·L-1d-1逐步提升到7.7 gVS·L-1d-1，氨氮從初始的1989 mg·L-1升高到6144 mg·L-1，提高了208.8%。由于高濃度氨氮的抑制作用，產甲烷相容積產氣率大幅度下降(見圖3)。而后采取停止進料、加水稀釋、菌種回流等措施，氨氮逐步下降到3822 mg·L-1。系統恢復進料后，有機負荷為3.4 gVS·L-1d-1，氨氮逐步穩定在4388 mg·L-1左右。

一般認為，厭氧消化過程中氨氮濃度超過1500 mg·L-1時系統開始受到抑制[8]。也有研究[4，9]表明，對于長期馴化的系統可以承受更高濃度的氨氮。本實驗的接種物取自穩定運行的餐廚垃圾厭氧消化中試系統，微生物已長期經過氨氮濃度為1900 mg·L-1的馴化，因此系統在氨氮濃度遠超1500 mg·L-1時仍可以正常運行。

在此次實驗中，隨著有機負荷的提高，氨氮濃度逐步上升，通過進一步馴化，微生物耐受氨氮的能力獲得提升。但系統耐受氨氮濃度也有一定限制，即使經過馴化，對氨氮的耐受能力也會逐步達到飽和[3]。圖2結果顯示，氨氮濃度超過6144 mg·L-1時，系統運行出現明顯的氨氮抑制。通過水稀釋系統可解除抑制，恢復產氣，并在氨氮濃度為4388 mg·L-1條件下穩定運行。

圖3 產甲烷相容積產氣率變化

根據系統運行情況，將其分為四個階段，分別為穩定階段，抑制階段，調控階段，恢復階段。

實驗進行的第1～53 d為系統的穩定運行階段。其中第1～12 d，系統開始啟動，容積產氣率變化不大，維持在0.5 L·L-1d-1左右；第13～53 d，容積產氣率隨有機負荷變化較大，從0.7 L·L-1d-1增加到3.4 L·L-1d-1。在此階段氨氮最高濃度為4578 mg·L-1，對系統的影響不大。

第54～73 d為系統的抑制運行階段。從第54～66 d，盡管容積產氣率較為穩定，為3.8 ～4.1 L·L-1d-1，但揮發酸開始積累(見圖4)；從第67～73 d，容積產氣率從3.9 L·L-1d-1逐步下降到3.3 L·L-1d-1，系統出現明顯的氨氮抑制。并且同時系統中揮發酸濃度進一步上升(見圖4)，導致產氣量下降。

已有的研究結果證實，厭氧消化中氨氮抑制是可逆的，稀釋可以加速系統的恢復[10]。因此，在第74～79 d，采取停止進料和加水稀釋的方法，解除氨氮的抑制和揮發酸累積。同時采取甲烷相出水離心回流固體部分的方法，提高系統內部微生物的數量。由圖2和圖4可知，采用恢復措施后，氨氮及揮發酸濃度迅速降低到較低水平。

第80～92 d是系統的恢復階段。恢復進料后，有機負荷為3.4 gVS·L-1d-1，容積產氣率逐漸恢復，最高達到3.7 L·L-1d-1，而后逐步下降并穩定在2.5 L·L-1d-1左右。而在實驗穩定階段相同有機負荷條件下，系統容積產氣率僅為1.4 L·L-1d-1。由此可知，系統中微生物得到進一步馴化，對氨氮的耐受力進一步增強。

2.3 氨氮濃度對產甲烷相揮發酸濃度及pH值的影響

由圖4可知，在系統運行第1～32 d，連續進料未對系統揮發酸濃度造成影響，各類揮發酸濃度均處于較低水平，系統運行良好。受有機負荷提升和氨氮濃度增加的影響，系統中揮發酸濃度在第33～55 d期間迅速累積。其中乙酸從525 mg·L-1迅速上升到4842 mg·L-1，丙酸濃度從146 mg·L-1逐步上升到1717 mg·L-1，而丁酸濃度從1 mg·L-1僅上升到78 mg·L-1。為了強化揮發酸的代謝，在實驗進行的第56～73 d采取了產甲烷相出水離心后固體部分回流和添加Fe，Co，Ni等微量元素等措施后，乙酸濃度急劇下降到467 mg·L-1。但丙酸和丁酸濃度并未受到影響，分別上升到3738 mg·L-1和563 mg·L-1。

已有的研究結果證實[8，11-12]，在系統出現氨氮抑制時，對氨氮較為敏感的乙酸型產甲烷菌很容易受到抑制，造成乙酸的積累。上述實驗結果表明，通過菌液回流和刺激產甲烷古菌的生長，可以強化在高氨氮條件下乙酸的代謝作用。但該方法對解除丙酸和丁酸濃度累積的效果不明顯。

本實驗為了解除氨氮抑制，在第74～79 d系統停止進料并加水稀釋。乙酸、丙酸與丁酸濃度分別下降至85 mg·L-1，2528 mg·L-1，218 mg·L-1。在實驗的第80～92 d系統恢復進料后，乙酸濃度波動較大，最后穩定在181 mg·L-1；丙酸濃度繼續上升，最高達3946 mg·L-1；丁酸濃度較為穩定，在2 mg·L-1左右。Hanaki[13]認為丙酸對產甲烷菌的抑制濃度為1000 mg·L-1。但本實驗中丙酸濃度達到3739 mg·L-1，遠高于此抑制濃度，產氣也未出現明顯抑制。

以餐廚垃圾為原料的厭氧發酵，pH值主要與系統中揮發酸及氨氮有關[14]。圖4顯示，pH值在整個實驗期間變化較小，在7.2～7.7之間，整體呈下降趨勢。在第1～53 d，pH值變化較小在7.6左右。在第54～66 d，由于揮發酸累積，而氨氮增幅較小，pH值出現下降，由7.6下降到7.4，而后穩定在7.5。隨著揮發酸的下降，pH值開始上升，最終穩定在7.7。停止進料后，由于加水稀釋，氨氮及揮發酸都有所下降，pH值下降，由7.7下降到7.2。恢復進料后，氨氮繼續上升，而揮發酸較為穩定，pH值逐步上升，最終穩定在7.5。

圖4 產甲烷相揮發酸濃度及pH值變化

2.4 氨氮濃度對產甲烷相甲烷含量及氫含量的影響

由圖5可以看出，甲烷含量在整個實驗期間較為穩定，整體呈上升趨勢，由61.9%逐步上升到71.5%，最高達78.1%。

與甲烷含量不同的是，氫含量在實驗前期稍有波動，而后逐步下降并趨于穩定。第1 d到第10 d，氫含量由0.03%逐步上升到0.10%，而后逐步下降到0.02%。而后氫含量較為穩定，平均為0.01%。本實驗中氫含量較低的原因可能由于產氫菌與耗氫菌達到一種平衡，并且耗氫菌占主要優勢。

結合圖4可知，產甲烷相在第28 d丙酸開始累積。一般認為丙酸代謝與氫分壓有關，氫含量低于0.01%有助于丙酸的厭氧氧化[10]。但在本實驗發現，第34 d之后氫含量均維持在0.01%左右，而丙酸濃度一直在上升，并未出現下降的趨勢。因此，在高濃度氨氮條件下解除丙酸的累積需要進一步的研究。

圖5 產甲烷相甲烷及氫含量變化

3 結論

(1)在餐廚垃圾的厭氧消化過程中，氨氮濃度隨著有機負荷的提高而升高。經氨氮長期馴化的系統可承受更高濃度的氨氮，可耐受氨氮濃度最大為5386 mg·L-1。

(2)系統耐受氨氮濃度有一定限制，氨氮濃度達到6144 mg·L-1時，系統依舊會出現氨氮抑制。采取稀釋及菌液回流措施可使系統在較短時間內恢復。

(3)在餐廚垃圾厭氧消化過程中，出現氨氮和揮發酸的雙重累積時，可通過回流菌液及添加微量元素來強化乙酸代謝。但該方法對解除丙酸和丁酸濃度累積的效果不明顯。

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Effect of Ammonia Concentration on Methanogenic Phase in Two-phase Anaerobic Digestion of Kitchen Waste

LI Zheng-wei1， YIN Xiao-bo1,2， LI Qiang1,2， LIU Ying3， SONG Wen-fang3， ZHOU Zheng1,2, TANG Zhi1， DENG Ya-yue1,2

(1.Biogas Institute of Ministry of Agriculture, Chengdu 610041, China;2.Key Laboratory of Development and Application of Rural Renewable Energy of Ministry of Agriculture, Chengdu 610041, China；3. Agricultural Products Quality Service Station of Beijing, Beijing 100101, China )

In this experiment, a bench scale two-phase anaerobic digestion (with acidogenic reactor of 4.5 L and the methanogenic reactor of 5 L) at high temperature (55℃) was used to study the variations of ammonia concentration in the methanogenic reactor under condition of increasing organic loading rate(OLR) gradually. The results showed that: when OLR was 7.3 gVS·L-1d-1, the ammonia concentration was 5386 mg·L-1, and the volumetric gas production rate was 4.1 L·L-1d-1. Continue to increase OLR to 7.7 gVS·L-1d-1, ammonia nitrogen concentration reached 6144 mg·L-1, the daily gas production began to decline. When ammonia inhibition occurred in the system, by adding water and stopping feeding, the ammonia concentration decreased to 3822 mg·L-1. After the disinhibition, the system could operate stably under OLR of 3.4 gVS·L-1d-1with the ammonia nitrogen concentration of 4586 mg·L-1and the volumetric gas production rate was 2.5 L·L-1d-1. The system recovered well.

ammonia; food waste; anaerobic fermentation; methanogenic reactor

2015-12-01

項目來源： 公益性行業(農業)科研專項(201303099-01)

李政偉(1990-)，男，河南項城人，在讀碩士，研究方向為多原料沼氣發酵，E-mail:mengdeerjiayou@163.com 通信作者： 尹小波,E-mail:yinxiaobo@caas.cn

X705; S216.4

A

1000-1166(2016)01-0046-04