廚余垃圾厭氧發酵啟動的接種物試驗研究及工程建議

林藝平

（廈門市聯誼吉源環保工程有限公司，福建 廈門 361000）

1 引言

隨著我國垃圾分類的持續推進，大部分城市逐漸實行垃圾分類和資源化利用制度，而廚余垃圾約占生活垃圾總量的一半，故對廚余垃圾的后端處理尤為重要［1］。廚余垃圾因其含有較高的有機質，故近年來采用厭氧發酵技術對廚余垃圾進行資源化利用、產生可回收生物質能源的沼氣成為比較熱門的研究領域［2-3］。

厭氧發酵按含固率可分為濕式、半干式和干式。目前我國濕式厭氧發酵應用較為成熟，干式厭氧發酵工程應用較少，但干式厭氧發酵具有容積產氣率高、承受有機負荷高和原料預處理措施少等優勢，正逐步受到實際工程的青睞［4］。厭氧發酵啟動時對接種物的選擇至關重要，良好的接種物和接種比例能大幅縮短啟動時間和成本［5］。干式厭氧發酵啟動時，往往由于其自身的原因對啟動接種物有特殊的要求。國外一般采用干式項目的沼液為接種物；而在我國缺少同類干式項目的條件下，將可能考慮用濕式厭氧的消化污泥或脫水污泥作為接種物［6-7］，之后通過添加園林垃圾或廚余垃圾來提升消化罐的含固率。不管接種物如何選擇，在規模化的消化罐啟動過程中，接種物往往需要幾天甚至十幾天的累積才能達到所需量，此過程可能會影響到接種物的實際接種效果。

本研究以廈門市某餐廚垃圾處理廠（濕式厭氧發酵） 的消化污泥和脫水污泥作為接種物，研究其各自接種效果和放置處理（模擬工程啟動時接種物的暫存過程） 對接種物的影響，并結合干式厭氧發酵啟動的工程實例討論干式厭氧工程中接種物對啟動的影響，以期為我國以廚余垃圾為原料的干式厭氧發酵工程啟動時，接種物的選擇和使用提供參考。

2 材料及方法

2.1 試驗裝置

廚余垃圾的批式試驗所用裝置為帶有丁基膠塞的1 000 mL 厭氧發酵瓶和集氣裝置。發酵瓶的丁基膠塞帶有排氣孔，發酵產生的氣體通過排氣孔收集到集氣瓶中，集氣裝置使用排水法收集所產生的氣體。發酵瓶放置于恒溫水浴鍋中，保持水浴鍋中的水位高于發酵瓶內的污泥，以保證發酵污泥溫度的穩定性。厭氧發酵反應裝置見圖1。

圖1 厭氧發酵反應裝置示意

2.2 試驗材料

試驗所用接種物有消化污泥和脫水污泥，消化污泥取自廈門市某餐廚垃圾處理廠的厭氧罐的發酵污泥；脫水污泥為該廠發酵污泥經脫水后所得的固相部分。接種物置于發酵瓶內，發酵瓶于38 ℃水浴鍋中放置處理10 d。

發酵底物以廈門市廚余垃圾處理廠的進廠廚余垃圾為原料，經過設備和人工剔除塑料、玻璃及骨頭等雜質，并通過粉碎獲得粒徑小于10 mm的易腐有機質作為發酵底物。接種物和發酵底物的特性如表1 所示。

表1 試驗材料物化性質

2.3 試驗方案

本試驗分別采用消化污泥和脫水污泥作為接種物與廚余垃圾進行厭氧發酵，工況1～4 依照接種比RI/S=2（以接種物和底物的揮發性固體含量之比） 進行試驗［8-9］，工況5～6 采用相同的接種質量（接種物占總質量的50%） 進行試驗，各發酵試驗組的發酵總質量均為500 g，發酵溫度（38±1）℃，時間為17 d，每組試驗設置兩個平行樣，每天手動搖晃厭氧發酵瓶1 次，每次5 min。每組試驗設定空白對照，空白組只添加等量的接種污泥，補充去離子水至500 g 總質量。每組試驗的產氣量均為去除空白對照后的產氣量。試驗組的具體物料比例配置情況見表2。

表2 試驗設計方案

2.4 監測指標及分析方法

總固體（TS） 和揮發性固體（VS） 分別采用105、600 ℃烘干，差重法測定；pH 采用玻璃電極法（雷磁pHS-3C 型pH 計） 進行測定；甲烷體積分數，采用便攜式沼氣分析儀（Geotech BIOGAS 5000） 進行測定；氣體體積，采用排水法測定。

3 試驗結果與討論

3.1 產氣量變化

產氣速率是衡量厭氧消化的一個重要指標，產氣高峰出現時間和最大產氣速率，是厭氧發酵啟動的接種物選擇的重要參考因素之一［10］。6 種工況的日產氣量和累計產氣量如圖2 所示。

圖2 發酵過程中沼氣日產氣量和累計產氣量的變化

3.1.1 兩種接種物的產氣區別

當接種比都為2 時，新鮮消化污泥和新鮮脫水污泥的產氣情況如圖2 工況1 和工況2 所示。新鮮消化污泥組和新鮮脫水污泥組的累計產氣量分別為498 和436 mL/g，兩種工況都在發酵第1天即出現產氣高峰，新鮮消化污泥組的最大產氣速率（246 mL·g-1·d-1） 是新鮮脫水污泥組的2.3倍。由于消化污泥組的接種物外界環境幾乎無變化，而脫水污泥受后端離心脫水處理和接種環境變化而影響其微生物活性和數量，故當接種相同質量VS 的接種物，新鮮消化污泥組發酵起始產氣速率高于新鮮脫水污泥，但兩者累計產氣量相差不大，兩種接種物都可以作為厭氧發酵啟動時的接種物。

3.1.2 放置處理對接種物產氣的影響

消化污泥的新鮮組和放置處理組的產氣情況如圖2 工況1 和工況3 所示，脫水污泥的新鮮組和放置組如圖2 工況2 與工況4 所示。新鮮和放置處理的消化污泥組分別在發酵第1 天和第3 天出現產氣高峰，累計產氣兩者比較接近，最大產氣速率分別為246、60 mL/（g·d），放置處理對消化污泥組的最大產氣速率影響較大，降低了約75%。消化污泥新鮮組和放置組在發酵前4 d 的累計產氣量分別占各自總累計產氣量的85%和43%，新鮮組能較早結束發酵產氣。由此看來放置處理對消化污泥的接種效果影響甚大。可能是由于消化污泥在10 d的放置處理過程中，甲烷菌消耗殘留的揮發性有機酸產氣，同時營養物質隨之減少，甲烷菌競爭營養物質，部分甲烷菌進入休眠或消亡狀態，導致產氣速率降低。而批次發酵的新鮮消化污泥組起始有機負荷僅為6.4 kg/m3，工廠濕式發酵罐穩定運行的日添加負荷為3～4 kg/（m3·d），批次發酵試驗組的有機負荷增加的幅度不大，甲烷菌群仍處于最佳發酵狀態，故有較高的產氣速率。放置處理對脫水污泥同樣有抑制效果，產氣高峰的出現時間從發酵第1 天推遲至第3 天，最大產氣速率由105 mL/（g·d）下降至92 mL/（g·d），最大產氣速率降低了約13%。放置處理會推遲兩種接種物的產氣高峰出現時間，并降低兩種接種物的最大產氣速率。陳柳萌等［11］研究接種物在4 ℃長時間冷藏保存會出現甲烷菌基因條帶的缺失，菌種活性和產甲烷速率下降。本試驗中的中溫放置處理會導致接種物內部營養物質匱乏，可能也會引起甲烷菌量減少而進入衰亡期，從而影響菌種活性和接種效果。

3.1.3 不同接種比的產氣區別

消化污泥的接種比為2（圖2 工況3） 和1（圖2 工況5），發酵結束后其揮發性有機酸（VFAs） 扣除對照組后分別為251 和630 mg/L，累計產氣量分別為530、407 mL/g·d，工況3 比工況5 的累計產氣量高約30%。在發酵過程中接種比為2 的試驗組由于相應地含有更多甲烷菌量，其耗酸速度與產酸速度能保持大致平衡，不發生酸抑制，較徹底利用底物產氣，而接種比為1 的耗酸產氣速度較慢，導致VFAs 累積、總產氣量低［12］。當脫水污泥的接種比為4（圖2 工況6） 和2（圖2 工況4） 時，發酵結束后的VFAs 分別為122、317 mg/L，工況6 比工況4 的累計產氣量高36.5%，最大產氣速率高出78%。因此在一定的范圍內適當地提高接種比，加大接種物的生物量，能減少VFAs 的剩余量，增加累計產氣量和產氣速率。

而工程應用上，一般以接種量為主要的成本考慮因素，故對比相同接種量的發酵效果。當接種物的質量占整個體系的50%時，消化污泥和脫水污泥的產氣具有明顯差異。脫水污泥組（圖2 工況6） 的累計產氣量為643 mL/g，高于消化污泥組（圖2 工況5） 的407 mL/g。脫水污泥組的產氣高峰提前1 d 出現，且其最大產氣速率（164 mL·g-1·d-1）為消化污泥組的2.6 倍。在相同接種量的情況下，由于兩種接種物的含固率不同，脫水污泥組和消化污泥組的接種比分別為4 和1。接種比高的脫水污泥組相應地含有更多微生物量，能快速消耗底物產氣，消化污泥組則因甲烷菌量少，產酸速度高于耗酸產氣速度，且還需要營養物料來繁殖微生物，而導致累計產氣量和產氣速率都較低。

3.2 各種工況的指標變化

厭氧消化過程可根據沼氣中甲烷氣體含量判斷出在消化過程中占優勢的菌群是產酸菌還是產甲烷菌，當產甲烷菌占優勢時，所產氣體中甲烷的體積分數一般高于50%。甲烷含量變化具體數據見圖3。

新鮮消化污泥和脫水污泥（圖3 工況1 和工況2） 甲烷含量均在發酵第2 天達到50%，放置處理的消化污泥和脫水污泥（圖3 工況3 和4） 分別在發酵第6 天和第5 天甲烷含量達到50%，相同接種量的消化污泥和脫水污泥（圖3 工況5 和工況6） 甲烷含量分別在發酵第5 天和第3 天達到50%，之后6 個試驗組產氣氣體的甲烷含量都保持在50%以上。當接種比相同時，兩種新鮮接種物能同時進入產甲烷菌占優勢階段，但接種物的放置處理會推遲進入產甲烷階段的時間。當接種相同質量時，由于脫水污泥組接種比高，含有的相應生物量多，故能較快進入產甲烷階段。

發酵結束后消化污泥組（圖3 工況1、3 和5）整體的pH 比脫水污泥（圖3 工況2、4 和6） 高。pH 隨接種比增加而略微升高，如工況3（接種比為2） 的pH 高于工況5（接種比為1），工況6（接種比為4） 的pH 高于工況4（接種比為2），但各工況組在發酵結束后都能保持在弱堿性環境，pH 均在7.0 以上。發酵結束后的剩余VFAs（扣除對照組后） 與累計產氣量具有一定負相關性，剩余VFAs 低，累計產氣量高，具體數據見表3。

圖3 發酵過程甲烷體積分數的變化

表3 發酵結束后各工況的檢測指標

4 工程上接種物的選擇建議

4.1 廈門廚余垃圾處理廠項目啟動情況

厭氧發酵工程的啟動過程中，接種物數量一般需要積累到一定數值后才開始進料發酵底物，由此憑借著接種物的數量優勢，達到順利啟動的目的。實際工程上往往由于接種物來源量受限制或運輸條件等原因，接種物從來源地運輸至項目現場及接種物數量積累過程的時間，可能需要耗費十幾天甚至更長時間。通過上述試驗可知接種物的長時間放置會給接種物的接種效果帶來負面影響。微生物的生長階段有穩定期和衰亡期，而接種物來源于穩定運行的濕式消化罐，其微生物處于穩定期狀態，若長時間放置會導致接種物中微生物由于營養物料的匱乏而進入衰亡期。從另一角度考慮，在接種物放置期間添加一定量的底物，為微生物提供營養物質以延長穩定期，從而保持微生物良好的運行狀態，避免進入衰亡期［13］。因此，工程上項目發酵啟動的關鍵是保持接種物中微生物的高活性和良好的接種效果。

廈門廚余垃圾處理廠的干式厭氧消化罐就是以濕式厭氧發酵的脫水污泥作為接種物而成功啟動的。該項目在接種期盡力縮短接種物積累時間，在較短時間內將接種物積累到計劃質量，另外向接種物中添加少量經分選后的廚余垃圾，一方面可提供營養物質供內部微生物的正常生長繁殖，防止長時間放置導致接種效果變差；另一方面有助于接種物的馴化，使其提前適應新的底物。最后有效地縮短了項目發酵啟動時間，使發酵罐快速進入產甲烷階段并保持穩定高效運行。

4.2 接種物的選擇建議

厭氧發酵工程項目中接種物的選擇是一個復雜的篩選過程，需要考慮接種物獲取難易程度、交通運輸距離長短、接種物活性強弱及暫存過程安全風險等諸多問題。而干式厭氧發酵項目的接種物選擇會更加困難，因其還需額外考慮發酵接種物含固率對后續發酵啟動的影響問題。各個項目應該結合自身特點，充分考慮各項影響因素的限制情況，選擇符合項目特點的接種物。

通過上述試驗結果可知，雖然餐廚垃圾濕式厭氧消化污泥和脫水污泥在試驗條件下都可以作為厭氧發酵啟動的接種物，但實際工程上以脫水污泥作為接種物更有優勢，脫水污泥相對消化污泥具有以下優點：①運輸成本低，啟動所需接種量少；②便于調節啟動時罐內污泥的含固率。脫水污泥的含固率為15%～30%，而干式厭氧發酵的含固率一般為20%～30%，使用脫水污泥有利于罐內污泥含固率的升高，防止進料垃圾后就出現物料分層現象；③在接種相同質量VS 下脫水污泥接種效果與消化污泥相差不大，但工程上以接種量為優先考慮。在相同接種量情況下，由于高含固率接種物含有更多生物量，使其接種效果優于低含固率接種物［14］。本試驗在接種物和底物的接種比為1～4 時都能順利啟動，但從啟動時間和成本上考慮建議接種比為2～5 較為合適。

此外，為了保證接種物的厭氧微生物活性，在項目啟動接種過程中還應注意：①盡量保證接種物的新鮮程度，減少接種物中間運輸及暫存時間；②在接種物接種過程可投加適量的發酵底物，維持接種物的半饑餓狀態；③條件允許時應盡力控制接種物的溫度穩定，持續保持接種物在最佳活性溫度范圍內，避免較大的溫度波動；④盡可能減少空氣與接種物的直接接觸，以防厭氧微生物受氧氣毒害而死亡；⑤選擇與待接種項目發酵物料近似甚至相同的發酵項目的接種物，有利于接種物更快速適應待接種項目的發酵物料。

5 結論

1） 批次發酵試驗條件下，以廚余垃圾為底物，消化污泥和脫水污泥都可作為厭氧發酵啟動的接種物。但接種相同質量時，高含固率的脫水污泥（其接種比高） 作為干式發酵的接種物具有明顯優勢。

2） 當接種比相同時，消化污泥和脫水污泥的累計產氣量接近，但新鮮消化污泥比新鮮脫水污泥具有更高產氣速率；在一定范圍內，隨著接種比的提高，累計產氣量和產氣速率會隨之提高。

3） 放置處理對消化污泥和脫水污泥作為接種物有明顯的負面影響，會推遲產氣高峰出現時間，降低產氣速率。

4） 工程上廚余垃圾的干式厭氧啟動可以考慮采用濕式厭氧脫水污泥作為接種物，應盡量縮短接種物積累時間，接種過程可添加適量底物，有利于厭氧發酵啟動的順利進行。