城市生活垃圾厌氧消化中氮的转化行为研究

近年来，随着城市生活垃圾(Municipal solid waste,MSW)“无害化、减量化、资源化”处理要求的提高，城市生活垃圾厌氧消化技术迅速发展[1]。城市生活垃圾的厌氧消化过程是由多种微生物共同作用的非常复杂的生化过程，主要包括水解发酵、产氢产乙酸和产甲烷三个阶段。但是，在厌氧消化中，进出料时不可避免会混入O2(尽管可以向反应器中充入N2或稀有气体等以保证厌氧，但由于体系中微量O2的存在相当于好氧预处理有利于厌氧消化的进行[2～4]，故采取措施排除反应器中的空气对实际工程没太大意义)，因此，在发酵初期存在着好氧过程。当O2耗尽后，进入厌氧阶段。

影响城市生活垃圾厌氧消化的因素很多，其中C/N、pH值及氧化还原电位等均是体系中极其重要的生态因子[4]。氮不仅是微生物生长所必需的营养元素，而且对调节厌氧消化体系的pH值、抑制酸化有着重要的作用；同时，在厌氧消化中，涉及氮(N)变化的化学反应几乎均为氧化还原反应，故其对厌氧消化的氧化还原电位也有着重要的影响。因此，对厌氧消化中氮转化行为进行研究，具有极其重要的意义。

1 实验

1.1 材料

本实验所用发酵原料取自垃圾中转站(2008-10-10取样)，其主要组成为厨余物。发酵接种物为唐家桥污水处理厂中温厌氧消化污泥。按800 g垃圾、200 g接种物投料，混合发酵底物中氮的存在形式及含量如表1所示。

表1 混合发酵底物中氮的存在形式及含量

1.2 装置

城市生活垃圾间歇厌氧消化实验采用有效容积为2000 mL的平底烧瓶作为厌氧消化反应器[5]，恒温(35±1℃)水浴加热，如图1所示。采用排水法收集气体，集气筒外表有刻度线，其有效容积为3200 mL。气体收集装置的液体为5%稀硫酸酸化的饱和NaCl溶液。

图1 城市生活垃圾间歇厌氧消化工艺简图

1.3 分析测试

(1)沼气中N2含量的测定：采用GC7890型气相色谱仪(TCD)测定；

(2)总氮(TN)的测定：采用凯氏消化蒸馏法[4]测定；

(3)氨氮的测定：采用蒸馏法，参照CJ/T51-2004进行；

(4)硝氮的测定：参照CJ/T51-2004进行；

(5)氨基酸氮含量的测定：参照GB13648-92进行；

(6)pH值的测定：采用pHB-5型笔式数字pH计测定。

2 结果与讨论

2.1 总氮的变化(图2)

图2 城市生活垃圾厌氧消化中总氮的变化

从图2还可以看出，厌氧消化过程中氮的最大损失量约为17.46%(城市有机垃圾好氧堆肥的氮损失量为40%～60%，而粪便的可达到70%左右)。厌氧消化氮损失低的原因主要可能为：(1)厌氧消化过程在密闭的容器中进行，NH3不易挥发；(2)厌氧消化过程中碳水化合物水解产生大量的有机酸和二氧化碳，可与蛋白质降解矿化产生的NH3-N相结合，形成难挥发的化合物(如乙酸铵、丙酸铵、碳酸铵等)。此外，体系呈中性也使得发酵过程中游离氨的含量较低，不易逸失。

另外，蛋白质的含量可通过下式估算[7]：

蛋白质含量=6.25KN×100%

故蛋白质的变化与以凯氏氮(KN)表示的总氮(TN)的变化一致。因此，本实验中未考虑蛋白质的变化。

2.2 氨基酸氮的变化(图3)

图3 城市生活垃圾厌氧消化中氨基酸氮的变化

从图3可以看出，中温消化开始后，氨基酸氮含量有所增加(由8.92%升高到13.75%，TS=100%；累计增加了54.15%)，其增加趋势为先快后慢，最后趋于稳定。其原因可能是：(1)厌氧消化中蛋白质水解为氨基酸；(2)氨基酸的脱氨作用；(3)有机质被降解生成沼气后，物料质量和体积随之缩小，氨基酸被浓缩；(4)厌氧消化过程中微生物利用无机氮合成氨基酸。整个过程中，水解+浓缩+合成的影响大于脱氨的影响。

2.3 氨氮的变化(图4)

图4 城市生活垃圾厌氧消化中氨氮的变化

从图4可以看出，氨氮含量随着消化过程的进行逐渐上升(由220 mg·kg-1升高到642 mg·kg-1，累计增加191.82%)，其增加趋势为先快后慢，最后趋于稳定。其原因可能为如下各生态因子协同作用的结果：(1)消化过程中由蛋白质水解而得到的氨基酸通过脱氨作用产生氨氮；(2)原料投入时带入O2使得消化初期硝化反应得以进行而耗氨(由硝氮的变化可知，硝化反应所消耗的氨氮约为1.97 mg)；(3)NH3-N在中温下可能会随着沼气的逸出而散失；(4)有机质被降解生成沼气后，物料质量和体积随之缩小，氨氮被浓缩；(5)厌氧消化过程中微生物利用无机氮合成氨基酸而耗氨；(6)硝氮的反硝化产生NH3-N(极少)。在整个过程中，脱氨+浓缩+反硝化的影响强于硝化+挥发+合成的影响，最后其含量趋于稳定则是两者趋于平衡所致，所以整个反应过程中没有出现明显的氨累积现象[8]。氨氮在中温条件下升高比较快，主要是因为中温促进了蛋白质等有机含氮物的降解及氨氮的挥发。到了消化后期则因为微生物利用氨氮进行细胞合成的效率下降及浓缩增氮等作用，使得氨氮含量继续升高。

2.4 硝氮的变化(图5)

图5 城市生活垃圾厌氧消化中的变化

从图5可以看出，硝氮含量在消化初期迅速上升，而后缓慢增加，最后又缓慢下降。其原因可能为：(1)原料投入时带入O2使得初期硝化反应得以进行而使硝氮含量迅速上升(由于有机物会与氨氮竞争O2，故硝化作用有限，参与硝化反应的O2约为5.88 mL，约占自由O2的3%，硝化反应所消耗的氨氮约为1.97 mg)；(2)有机质被降解生成沼气后，物料质量和体积随之缩小，硝氮被浓缩；(3)厌氧消化过程中微生物利用无机氮合成有机氮；(4)硝氮的反硝化消耗硝氮。整个过程中，起初浓缩+硝化的影响大于反硝化+合成的影响，之后，两方几乎持平。

2.5 沼气中N2的变化(图6)

图6 城市生活垃圾厌氧消化中沼气中N2的变化

从图6可以看出，沼气中N2含量随着消化过程的进行而迅速下降(前10 d)至0.8%，之后其含量缓慢上升，最后又有所下降。其原因可能为：(1)实验初期未进行反应器的排空气处理，初期N2含量为空气中的N2含量。随着厌氧消化产气的进行，反应器中的N2被迅速排出，沼气中N2含量迅速降低；(2)消化反应约15 d后，随着底物的消耗，产甲烷反应减慢，而此时，体系又有适合反硝化的条件存在，N2有可能通过硝氮或亚硝氮反硝化[9](在填埋场的固废中存在厌氧氨氧化菌所产生的反硝化[10])产生N2及液相中原有N2的逸出等使沼气中N2在消化后期含量有所升高，其后又有所降低。由于硝氮浓度较低及液相中的N2极少，且反硝化菌非优势菌种，故厌氧消化中后期沼气中N2的含量均很低。

2.6 氮的行为方式对厌氧消化的影响

2.6.1 对pH值的影响

pH值是影响厌氧消化的一个极其重要的因素，其在城市生活垃圾厌氧消化中的变化见图7。

图7 城市生活垃圾厌氧消化过程中pH值的变化

2.6.2 对氧化还原电位的影响

氧化还原电位(ORP)也是影响厌氧消化的一个极其重要的因素。城市生活垃圾厌氧消化的三个阶段都是在微生物作用下的生物氧化还原反应[14]，故氮的各类反应对厌氧消化的ORP会产生一定的影响。硝氮(氧化态)的存在会使体系的ORP升高，而氨氮(还原态)的存在则会使体系的ORP降低。并且，ORP又与pH值有着密切的关系，pH值降低则氧化还原电位升高，pH值每降低1，ORP升高0.06 mV[15]。

2.6.3 对产甲烷菌的影响

2.7 厌氧消化中的氮循环

图8 城市生活垃圾厌氧消化中的氮循环

2.8 厌氧消化的氮化阶段理论

长期以来，对厌氧消化的阶段理论的研究大都集中在多量元素碳上(二、三阶段理论等)，然而，对厌氧消化中氮的行为机理的分析表明，从微量元素氮的角度出发，研究厌氧消化的阶段理论，同样具有积极的意义。一方面，在厌氧消化的整个过程中，都存在着氮的变化，且其变化有主次之分，而消化过程的三个阶段的微生物反应都需要消耗一定的NH3[12]；另一方面，对厌氧消化中各种形式的氮的监测技术的完善，为氮的检测提供了技术保障；同时，根据德国农业化学家Liebig(1840)的最小因子定律——生物产量取决于系统中处于最小量状态的营养物质，而生物产量又决定了厌氧消化的效果。因此，从氮的角度出发，可形成氮的阶段理论。

(2)氨化阶段：氧气耗尽后，在厌氧微生物(氨化菌或脱氨酶等)的作用下，有机氮脱氨产生NH3-N。

(3)耗氨阶段：微生物利用系统能量及碳源等，将NH3-N合成自身菌体蛋白；并且，反硝化菌将NH3-N氧化成N2；同时，NH3-N随沼气排出而散失。

3 结论

(2)在城市生活垃圾的厌氧消化中，存在着氮的硝化与反硝化反应及相关的硝化和反硝化菌群。

(3)在城市生活垃圾的厌氧消化中，氮的行为方式对厌氧消化过程会产生极大的影响，主要表现在对pH值、氧化还原电位及产甲烷菌的影响上。

(4)基于对城市生活垃圾厌氧消化中氮的转化行为及其机理的分析及最小因子定律，可形成城市生活垃圾厌氧消化中存在氮的三阶段(好氧、氨化、耗氨)理论。

参考文献：

[1] 蒲贵兵，甄卫东，张记市，等．城市生活垃圾厌氧消化的熵分析[J]．环境科学与技术，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] 张记市．城市生活垃圾厌氧消化的关键生态因子强化研究[D]．昆明：昆明理工大学，2007.

[5] 蒲贵兵，王胜军，孙可伟.接种量对泔脚发酵产氢余物甲烷化的强化研究[J].中山大学学报(自然科学版)，2009，48(1):87-92.

[6] 张运真，青春耀，刘亚纳,等．改变厌氧发酵工艺条件对发酵液氮含量的影响[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] 史红钻,张波,蔡伟民．厨房垃圾的厌氧消化[J]．哈尔滨工业大学学报,2006，38(5)：818-821.

[9] 王绍文，罗志腾，钱雷.高浓度有机废水处理技术与工程应用[M]．北京：冶金工业出版社，2003.

[10] 叶建锋．废水生物脱氮处理新技术[M]．北京：化学工业出版社，2006.

[11] 张记市，张雷，王华．城市有机生活垃圾厌氧发酵处理研究[J]．生态环境,2005，14(3)：321-324.

[12] 周少奇．有机垃圾厌氧处理的微生物作用原理[J]．华南理工大学学报(自然科学版),1999，27(9)：81-84.

[13] 斯皮思·R·E，著，李亚新，译．工业废水的厌氧生物技术[M]．北京：中国建筑工业出版社，2001：198-202.

[14] 赵剑强．含氮有机物厌氧消化化学方程式的研究[J]．中国沼气，1996，14(1)：10-11.

[15] 刘国平．微生物学[M]．北京：科学出版社,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．环境微生物学基础[M]．北京：高等教育出版社，2004：153-159.