近年來，隨著城市生活垃圾(Municipal solid waste,MSW)“無害化、減量化、資源化”處理要求的提高，城市生活垃圾厭氧消化技術(shù)迅速發(fā)展[1]。城市生活垃圾的厭氧消化過程是由多種微生物共同作用的非常復(fù)雜的生化過程，主要包括水解發(fā)酵、產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸和產(chǎn)甲烷三個(gè)階段。但是，在厭氧消化中，進(jìn)出料時(shí)不可避免會(huì)混入O2(盡管可以向反應(yīng)器中充入N2或稀有氣體等以保證厭氧，但由于體系中微量O2的存在相當(dāng)于好氧預(yù)處理有利于厭氧消化的進(jìn)行[2～4]，故采取措施排除反應(yīng)器中的空氣對(duì)實(shí)際工程沒太大意義)，因此，在發(fā)酵初期存在著好氧過程。當(dāng)O2耗盡后，進(jìn)入?yún)捬蹼A段。

影響城市生活垃圾厭氧消化的因素很多，其中C/N、pH值及氧化還原電位等均是體系中極其重要的生態(tài)因子[4]。氮不僅是微生物生長所必需的營養(yǎng)元素，而且對(duì)調(diào)節(jié)厭氧消化體系的pH值、抑制酸化有著重要的作用；同時(shí)，在厭氧消化中，涉及氮(N)變化的化學(xué)反應(yīng)幾乎均為氧化還原反應(yīng)，故其對(duì)厭氧消化的氧化還原電位也有著重要的影響。因此，對(duì)厭氧消化中氮轉(zhuǎn)化行為進(jìn)行研究，具有極其重要的意義。

1 實(shí)驗(yàn)

1.1 材料

本實(shí)驗(yàn)所用發(fā)酵原料取自垃圾中轉(zhuǎn)站(2008-10-10取樣)，其主要組成為廚余物。發(fā)酵接種物為唐家橋污水處理廠中溫厭氧消化污泥。按800 g垃圾、200 g接種物投料，混合發(fā)酵底物中氮的存在形式及含量如表1所示。

表1 混合發(fā)酵底物中氮的存在形式及含量

1.2 裝置

城市生活垃圾間歇厭氧消化實(shí)驗(yàn)采用有效容積為2000 mL的平底燒瓶作為厭氧消化反應(yīng)器[5]，恒溫(35±1℃)水浴加熱，如圖1所示。采用排水法收集氣體，集氣筒外表有刻度線，其有效容積為3200 mL。氣體收集裝置的液體為5%稀硫酸酸化的飽和NaCl溶液。

圖1 城市生活垃圾間歇厭氧消化工藝簡圖

1.3 分析測(cè)試

(1)沼氣中N2含量的測(cè)定：采用GC7890型氣相色譜儀(TCD)測(cè)定；

(2)總氮(TN)的測(cè)定：采用凱氏消化蒸餾法[4]測(cè)定；

(3)氨氮的測(cè)定：采用蒸餾法，參照CJ/T51-2004進(jìn)行；

(4)硝氮的測(cè)定：參照CJ/T51-2004進(jìn)行；

(5)氨基酸氮含量的測(cè)定：參照GB13648-92進(jìn)行；

(6)pH值的測(cè)定：采用pHB-5型筆式數(shù)字pH計(jì)測(cè)定。

2 結(jié)果與討論

2.1 總氮的變化(圖2)

圖2 城市生活垃圾厭氧消化中總氮的變化

從圖2還可以看出，厭氧消化過程中氮的最大損失量約為17.46%(城市有機(jī)垃圾好氧堆肥的氮損失量為40%～60%，而糞便的可達(dá)到70%左右)。厭氧消化氮損失低的原因主要可能為：(1)厭氧消化過程在密閉的容器中進(jìn)行，NH3不易揮發(fā)；(2)厭氧消化過程中碳水化合物水解產(chǎn)生大量的有機(jī)酸和二氧化碳，可與蛋白質(zhì)降解礦化產(chǎn)生的NH3-N相結(jié)合，形成難揮發(fā)的化合物(如乙酸銨、丙酸銨、碳酸銨等)。此外，體系呈中性也使得發(fā)酵過程中游離氨的含量較低，不易逸失。

另外，蛋白質(zhì)的含量可通過下式估算[7]：

蛋白質(zhì)含量=6.25KN×100%

故蛋白質(zhì)的變化與以凱氏氮(KN)表示的總氮(TN)的變化一致。因此，本實(shí)驗(yàn)中未考慮蛋白質(zhì)的變化。

2.2 氨基酸氮的變化(圖3)

圖3 城市生活垃圾厭氧消化中氨基酸氮的變化

從圖3可以看出，中溫消化開始后，氨基酸氮含量有所增加(由8.92%升高到13.75%，TS=100%；累計(jì)增加了54.15%)，其增加趨勢(shì)為先快后慢，最后趨于穩(wěn)定。其原因可能是：(1)厭氧消化中蛋白質(zhì)水解為氨基酸；(2)氨基酸的脫氨作用；(3)有機(jī)質(zhì)被降解生成沼氣后，物料質(zhì)量和體積隨之縮小，氨基酸被濃縮；(4)厭氧消化過程中微生物利用無機(jī)氮合成氨基酸。整個(gè)過程中，水解+濃縮+合成的影響大于脫氨的影響。

2.3 氨氮的變化(圖4)

圖4 城市生活垃圾厭氧消化中氨氮的變化

從圖4可以看出，氨氮含量隨著消化過程的進(jìn)行逐漸上升(由220 mg·kg-1升高到642 mg·kg-1，累計(jì)增加191.82%)，其增加趨勢(shì)為先快后慢，最后趨于穩(wěn)定。其原因可能為如下各生態(tài)因子協(xié)同作用的結(jié)果：(1)消化過程中由蛋白質(zhì)水解而得到的氨基酸通過脫氨作用產(chǎn)生氨氮；(2)原料投入時(shí)帶入O2使得消化初期硝化反應(yīng)得以進(jìn)行而耗氨(由硝氮的變化可知，硝化反應(yīng)所消耗的氨氮約為1.97 mg)；(3)NH3-N在中溫下可能會(huì)隨著沼氣的逸出而散失；(4)有機(jī)質(zhì)被降解生成沼氣后，物料質(zhì)量和體積隨之縮小，氨氮被濃縮；(5)厭氧消化過程中微生物利用無機(jī)氮合成氨基酸而耗氨；(6)硝氮的反硝化產(chǎn)生NH3-N(極少)。在整個(gè)過程中，脫氨+濃縮+反硝化的影響強(qiáng)于硝化+揮發(fā)+合成的影響，最后其含量趨于穩(wěn)定則是兩者趨于平衡所致，所以整個(gè)反應(yīng)過程中沒有出現(xiàn)明顯的氨累積現(xiàn)象[8]。氨氮在中溫條件下升高比較快，主要是因?yàn)橹袦卮龠M(jìn)了蛋白質(zhì)等有機(jī)含氮物的降解及氨氮的揮發(fā)。到了消化后期則因?yàn)槲⑸锢冒钡M(jìn)行細(xì)胞合成的效率下降及濃縮增氮等作用，使得氨氮含量繼續(xù)升高。

2.4 硝氮的變化(圖5)

圖5 城市生活垃圾厭氧消化中的變化

從圖5可以看出，硝氮含量在消化初期迅速上升，而后緩慢增加，最后又緩慢下降。其原因可能為：(1)原料投入時(shí)帶入O2使得初期硝化反應(yīng)得以進(jìn)行而使硝氮含量迅速上升(由于有機(jī)物會(huì)與氨氮競爭O2，故硝化作用有限，參與硝化反應(yīng)的O2約為5.88 mL，約占自由O2的3%，硝化反應(yīng)所消耗的氨氮約為1.97 mg)；(2)有機(jī)質(zhì)被降解生成沼氣后，物料質(zhì)量和體積隨之縮小，硝氮被濃縮；(3)厭氧消化過程中微生物利用無機(jī)氮合成有機(jī)氮；(4)硝氮的反硝化消耗硝氮。整個(gè)過程中，起初濃縮+硝化的影響大于反硝化+合成的影響，之后，兩方幾乎持平。

2.5 沼氣中N2的變化(圖6)

圖6 城市生活垃圾厭氧消化中沼氣中N2的變化

從圖6可以看出，沼氣中N2含量隨著消化過程的進(jìn)行而迅速下降(前10 d)至0.8%，之后其含量緩慢上升，最后又有所下降。其原因可能為：(1)實(shí)驗(yàn)初期未進(jìn)行反應(yīng)器的排空氣處理，初期N2含量為空氣中的N2含量。隨著厭氧消化產(chǎn)氣的進(jìn)行，反應(yīng)器中的N2被迅速排出，沼氣中N2含量迅速降低；(2)消化反應(yīng)約15 d后，隨著底物的消耗，產(chǎn)甲烷反應(yīng)減慢，而此時(shí)，體系又有適合反硝化的條件存在，N2有可能通過硝氮或亞硝氮反硝化[9](在填埋場(chǎng)的固廢中存在厭氧氨氧化菌所產(chǎn)生的反硝化[10])產(chǎn)生N2及液相中原有N2的逸出等使沼氣中N2在消化后期含量有所升高，其后又有所降低。由于硝氮濃度較低及液相中的N2極少，且反硝化菌非優(yōu)勢(shì)菌種，故厭氧消化中后期沼氣中N2的含量均很低。

2.6 氮的行為方式對(duì)厭氧消化的影響

2.6.1 對(duì)pH值的影響

pH值是影響厭氧消化的一個(gè)極其重要的因素，其在城市生活垃圾厭氧消化中的變化見圖7。

圖7 城市生活垃圾厭氧消化過程中pH值的變化

2.6.2 對(duì)氧化還原電位的影響

氧化還原電位(ORP)也是影響厭氧消化的一個(gè)極其重要的因素。城市生活垃圾厭氧消化的三個(gè)階段都是在微生物作用下的生物氧化還原反應(yīng)[14]，故氮的各類反應(yīng)對(duì)厭氧消化的ORP會(huì)產(chǎn)生一定的影響。硝氮(氧化態(tài))的存在會(huì)使體系的ORP升高，而氨氮(還原態(tài))的存在則會(huì)使體系的ORP降低。并且，ORP又與pH值有著密切的關(guān)系，pH值降低則氧化還原電位升高，pH值每降低1，ORP升高0.06 mV[15]。

2.6.3 對(duì)產(chǎn)甲烷菌的影響

2.7 厭氧消化中的氮循環(huán)

圖8 城市生活垃圾厭氧消化中的氮循環(huán)

2.8 厭氧消化的氮化階段理論

長期以來，對(duì)厭氧消化的階段理論的研究大都集中在多量元素碳上(二、三階段理論等)，然而，對(duì)厭氧消化中氮的行為機(jī)理的分析表明，從微量元素氮的角度出發(fā)，研究厭氧消化的階段理論，同樣具有積極的意義。一方面，在厭氧消化的整個(gè)過程中，都存在著氮的變化，且其變化有主次之分，而消化過程的三個(gè)階段的微生物反應(yīng)都需要消耗一定的NH3[12]；另一方面，對(duì)厭氧消化中各種形式的氮的監(jiān)測(cè)技術(shù)的完善，為氮的檢測(cè)提供了技術(shù)保障；同時(shí)，根據(jù)德國農(nóng)業(yè)化學(xué)家Liebig(1840)的最小因子定律——生物產(chǎn)量取決于系統(tǒng)中處于最小量狀態(tài)的營養(yǎng)物質(zhì)，而生物產(chǎn)量又決定了厭氧消化的效果。因此，從氮的角度出發(fā)，可形成氮的階段理論。

(2)氨化階段：氧氣耗盡后，在厭氧微生物(氨化菌或脫氨酶等)的作用下，有機(jī)氮脫氨產(chǎn)生NH3-N。

(3)耗氨階段：微生物利用系統(tǒng)能量及碳源等，將NH3-N合成自身菌體蛋白；并且，反硝化菌將NH3-N氧化成N2；同時(shí)，NH3-N隨沼氣排出而散失。

3 結(jié)論

(2)在城市生活垃圾的厭氧消化中，存在著氮的硝化與反硝化反應(yīng)及相關(guān)的硝化和反硝化菌群。

(3)在城市生活垃圾的厭氧消化中，氮的行為方式對(duì)厭氧消化過程會(huì)產(chǎn)生極大的影響，主要表現(xiàn)在對(duì)pH值、氧化還原電位及產(chǎn)甲烷菌的影響上。

(4)基于對(duì)城市生活垃圾厭氧消化中氮的轉(zhuǎn)化行為及其機(jī)理的分析及最小因子定律，可形成城市生活垃圾厭氧消化中存在氮的三階段(好氧、氨化、耗氨)理論。

參考文獻(xiàn)：

[1] 蒲貴兵，甄衛(wèi)東，張記市，等．城市生活垃圾厭氧消化的熵分析[J]．環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2008，31(1)：72-76.

[2] Hasegawa S，Shiota N，Katsura K．Solubilization of organic sludge by thermophilic-aerobic bacteric as a pretreatment for anaerobic digestion[J]．Wat Sci Technol,2000，41(3)：163-169.

[3] Pagilla K R，Kim H，Cheunbarn T．Aerobic thermophilic and anaerobic mesophilic treatment of swine waste[J]．Wat Res,2000，34(10)：2747-2753.

[4] 張記市．城市生活垃圾厭氧消化的關(guān)鍵生態(tài)因子強(qiáng)化研究[D]．昆明：昆明理工大學(xué)，2007.

[5] 蒲貴兵，王勝軍，孫可偉.接種量對(duì)泔腳發(fā)酵產(chǎn)氫余物甲烷化的強(qiáng)化研究[J].中山大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版)，2009，48(1):87-92.

[6] 張運(yùn)真，青春耀，劉亞納,等．改變厭氧發(fā)酵工藝條件對(duì)發(fā)酵液氮含量的影響[J]．可再生能源，2004,(5)：44-45.

[7] Kouzeli-Katsiri A，Bosdogianni A，Christoulas D．Prediction of le-achable quality from sanitary landfills[J]．Journal of Environ Eng,1999，125(10)：950-958.

[8] 史紅鉆,張波,蔡偉民．廚房垃圾的厭氧消化[J]．哈爾濱工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào),2006，38(5)：818-821.

[9] 王紹文，羅志騰，錢雷.高濃度有機(jī)廢水處理技術(shù)與工程應(yīng)用[M]．北京：冶金工業(yè)出版社，2003.

[10] 葉建鋒．廢水生物脫氮處理新技術(shù)[M]．北京：化學(xué)工業(yè)出版社，2006.

[11] 張記市，張雷，王華．城市有機(jī)生活垃圾厭氧發(fā)酵處理研究[J]．生態(tài)環(huán)境,2005，14(3)：321-324.

[12] 周少奇．有機(jī)垃圾厭氧處理的微生物作用原理[J]．華南理工大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),1999，27(9)：81-84.

[13] 斯皮思·R·E，著，李亞新，譯．工業(yè)廢水的厭氧生物技術(shù)[M]．北京：中國建筑工業(yè)出版社，2001：198-202.

[14] 趙劍強(qiáng)．含氮有機(jī)物厭氧消化化學(xué)方程式的研究[J]．中國沼氣，1996，14(1)：10-11.

[15] 劉國平．微生物學(xué)[M]．北京：科學(xué)出版社,1992.

[16] Koster I W，Koomen E．Ammonia inhibition of the maximum growth rate(μm) of hydrogenotrophic methanogens at various pH-levels and temperatures[J]．Applied Microbiol Biotechnol,1988，28(4-5)：500-505.

[17] Kim M,Ahn Y H,Speece R E．Comparative process stability and efficiency of anaerobic digestion;mesophilicvs.thermophilic[J]．Water Res,2002，36(17)：4369-4385.

[18] 王家玲．環(huán)境微生物學(xué)基礎(chǔ)[M]．北京：高等教育出版社，2004：153-159.