氨氮浓度对餐厨垃圾两相发酵中产甲烷相的影响

李政伟， 尹小波,2， 李 强,2， 刘 莹， 宋文芳， 周 正，2， 唐 治， 邓雅月,2

(1.农业部沼气科学研究所， 四川 成都 610041；2.农业部农村可再生能源开发利用重点实验室， 四川 成都 610041; 3.北京市优质农产品产销服务站， 北京 100101 )



氨氮浓度对餐厨垃圾两相发酵中产甲烷相的影响

李政伟1， 尹小波1,2， 李 强1,2， 刘 莹3， 宋文芳3， 周 正1，2， 唐 治1， 邓雅月1,2

(1.农业部沼气科学研究所， 四川 成都 610041；2.农业部农村可再生能源开发利用重点实验室， 四川 成都 610041; 3.北京市优质农产品产销服务站， 北京 100101 )

文章实验采用产酸相中温产甲烷相高温两相发酵工艺，逐步提高系统中有机负荷，以此研究产甲烷相中氨氮浓度的变化规律及其影响。结果表明：氨氮浓度随有机负荷的提高而增大，当有机负荷提高到7.3 gVS·L-1d-1时，氨氮浓度上升到5386 mg·L-1，容积产气率最高达4.1 L·L-1d-1，系统运行良好；当有机负荷达到7.7 gVS·L-1d-1时，氨氮浓度达到6144 mg·L-1，系统出现氨氮抑制；抑制解除后，系统可在有机负荷为3.4 gVS·L-1d-1，氨氮浓度为4586 mg·L-1的条件下稳定运行，容积产气率达到2.5 L·L-1d-1。实验结果还显示：在高浓度氨氮条件下可强化乙酸的代谢，但对丙酸和丁酸的效果不明显。

氨氮；餐厨垃圾；厌氧发酵；产甲烷相

餐厨垃圾厌氧发酵可以实现固体废弃物的无害化、减量化以及资源化，避免了传统处置方式带来的一些环境问题[1]。近年来，有关影响餐厨垃圾厌氧发酵因素的研究越来越多[2]，尤其偏重于对氨氮毒性抑制的研究[3]。研究发现，对氨氮毒性抑制的影响因素有很多，如氨氮浓度，pH值，温度，金属离子,微量元素及系统的驯化程度。而在不同的研究中，造成毒性抑制的氨氮浓度是不同的，这与系统环境驯化与否有关[4]。以温度为例，在高温下，系统会产生了更高浓度的氨氮，但高温微生物耐受氨氮的能力更强，是中温微生物耐受氨氮浓度的两倍[5]。另外，Lissens[6]等研究发现，不同的发酵工艺也会影响氨氮抑制，相比单相系统，两相发酵系统对氨氮抑制有着更高的抵抗能力。

目前，有关氨氮影响的研究多是以猪粪、鸡粪为发酵原料，而以餐厨垃圾为发酵原料的研究较少。鉴于此，本实验采用产酸相中温产甲烷相高温两相发酵工艺，以餐厨垃圾为发酵原料，通过逐步提高有机负荷来提高系统氨氮浓度，来研究不同氨氮浓度对餐厨垃圾厌氧发酵中产甲烷相的影响，以期为餐厨垃圾的规模化应用提供参考。

1 材料与方法

1.1 材料

实验所用发酵原料取自本单位餐厅，总固体含量(TS)为19.79%，挥发性固体含量(VS)为17.69%，C/N为14.25。菌种取自本实验室中试系统产甲烷相出水，TS为1.67%，VS为1.06%，氨氮浓度为1989 mg·L-1。

1.2 实验装置

实验采用两相发酵工艺，其中产酸相体积为4.5 L，有效发酵体积为3 L，培养温度35℃，安装有自动曝气装置，每小时曝气一次，每次7分钟。产甲烷相体积5 L，有效发酵体积4.5 L，培养温度55℃，产气量采用排水集气法。产甲烷相实验装置如图1所示。

1.取气口；2.厌氧发酵瓶；3.恒温培养箱；4.导气管；5.量筒；6.取样口图1 产甲烷相实验装置示意图

1.3 实验设计

产酸相按照餐厨垃圾与实验室中试系统产甲烷相出水体积比1∶2充分混合，放置35℃培养箱4天后测定挥发性脂肪酸(以下简称挥发酸)及氨氮浓度，直至挥发酸及氨氮浓度不再变化时，每天进出料。产甲烷相取自中试出水，放置55℃培养箱培养，待不产气时开始进出料。启动完成后，每天测定产酸相及产甲烷相pH值，挥发酸及氨氮浓度，每隔1d测定产甲烷相气体成分，每个负荷下测定一次产甲烷相出水的TS和VS。根据系统日产气量、挥发酸及氨氮浓度变化，逐步提高有机负荷。

1.4 分析方法

TS和VS采用重量法，氨氮采用蒸馏滴定法[7]；总碳、总氮采用JY/T017-1996元素分析方法通则；pH值采用pH计测定。甲烷含量及氢含量测定采用气相色谱法(Agilent micro GC490)，其中载气为高纯氮气，色谱柱类型为10 m PPV#BR，进样器、柱箱温度分别为100℃，50℃，载气压力80 kPa，进样体积为5 mL。挥发性脂肪酸(以下简称挥发酸)采用气相色谱法(上分GC112A)，载气为高纯氮气，磷酸色谱柱类型为1.5 m GDX103+5%，柱箱、进样器和检测器温度分别为160℃，210℃和230℃，进样体积为2 μL。

2 结果与讨论

2.1 产甲烷相氨氮变化

图2 产甲烷相氨氮浓度变化

2.2 氨氮浓度对产甲烷相容积产气率的影响

餐厨垃圾厌氧消化中的氨氮主要来自于蛋白质、氨基酸及其他含氮有机物的分解。由于厌氧消化的微生物细胞合成消耗氮较少，因此绝大部分氮以氨氮形式存在于系统中，并随着有机负荷的提升逐步升高[3]。由图2可以看出，当产甲烷相有机负荷从0.9 gVS·L-1d-1逐步提升到7.7 gVS·L-1d-1，氨氮从初始的1989 mg·L-1升高到6144 mg·L-1，提高了208.8%。由于高浓度氨氮的抑制作用，产甲烷相容积产气率大幅度下降(见图3)。而后采取停止进料、加水稀释、菌种回流等措施，氨氮逐步下降到3822 mg·L-1。系统恢复进料后，有机负荷为3.4 gVS·L-1d-1，氨氮逐步稳定在4388 mg·L-1左右。

一般认为，厌氧消化过程中氨氮浓度超过1500 mg·L-1时系统开始受到抑制[8]。也有研究[4，9]表明，对于长期驯化的系统可以承受更高浓度的氨氮。本实验的接种物取自稳定运行的餐厨垃圾厌氧消化中试系统，微生物已长期经过氨氮浓度为1900 mg·L-1的驯化，因此系统在氨氮浓度远超1500 mg·L-1时仍可以正常运行。

在此次实验中，随着有机负荷的提高，氨氮浓度逐步上升，通过进一步驯化，微生物耐受氨氮的能力获得提升。但系统耐受氨氮浓度也有一定限制，即使经过驯化，对氨氮的耐受能力也会逐步达到饱和[3]。图2结果显示，氨氮浓度超过6144 mg·L-1时，系统运行出现明显的氨氮抑制。通过水稀释系统可解除抑制，恢复产气，并在氨氮浓度为4388 mg·L-1条件下稳定运行。

图3 产甲烷相容积产气率变化

根据系统运行情况，将其分为四个阶段，分别为稳定阶段，抑制阶段，调控阶段，恢复阶段。

实验进行的第1～53 d为系统的稳定运行阶段。其中第1～12 d，系统开始启动，容积产气率变化不大，维持在0.5 L·L-1d-1左右；第13～53 d，容积产气率随有机负荷变化较大，从0.7 L·L-1d-1增加到3.4 L·L-1d-1。在此阶段氨氮最高浓度为4578 mg·L-1，对系统的影响不大。

第54～73 d为系统的抑制运行阶段。从第54～66 d，尽管容积产气率较为稳定，为3.8 ～4.1 L·L-1d-1，但挥发酸开始积累(见图4)；从第67～73 d，容积产气率从3.9 L·L-1d-1逐步下降到3.3 L·L-1d-1，系统出现明显的氨氮抑制。并且同时系统中挥发酸浓度进一步上升(见图4)，导致产气量下降。

已有的研究结果证实，厌氧消化中氨氮抑制是可逆的，稀释可以加速系统的恢复[10]。因此，在第74～79 d，采取停止进料和加水稀释的方法，解除氨氮的抑制和挥发酸累积。同时采取甲烷相出水离心回流固体部分的方法，提高系统内部微生物的数量。由图2和图4可知，采用恢复措施后，氨氮及挥发酸浓度迅速降低到较低水平。

第80～92 d是系统的恢复阶段。恢复进料后，有机负荷为3.4 gVS·L-1d-1，容积产气率逐渐恢复，最高达到3.7 L·L-1d-1，而后逐步下降并稳定在2.5 L·L-1d-1左右。而在实验稳定阶段相同有机负荷条件下，系统容积产气率仅为1.4 L·L-1d-1。由此可知，系统中微生物得到进一步驯化，对氨氮的耐受力进一步增强。

2.3 氨氮浓度对产甲烷相挥发酸浓度及pH值的影响

由图4可知，在系统运行第1～32 d，连续进料未对系统挥发酸浓度造成影响，各类挥发酸浓度均处于较低水平，系统运行良好。受有机负荷提升和氨氮浓度增加的影响，系统中挥发酸浓度在第33～55 d期间迅速累积。其中乙酸从525 mg·L-1迅速上升到4842 mg·L-1，丙酸浓度从146 mg·L-1逐步上升到1717 mg·L-1，而丁酸浓度从1 mg·L-1仅上升到78 mg·L-1。为了强化挥发酸的代谢，在实验进行的第56～73 d采取了产甲烷相出水离心后固体部分回流和添加Fe，Co，Ni等微量元素等措施后，乙酸浓度急剧下降到467 mg·L-1。但丙酸和丁酸浓度并未受到影响，分别上升到3738 mg·L-1和563 mg·L-1。

已有的研究结果证实[8，11-12]，在系统出现氨氮抑制时，对氨氮较为敏感的乙酸型产甲烷菌很容易受到抑制，造成乙酸的积累。上述实验结果表明，通过菌液回流和刺激产甲烷古菌的生长，可以强化在高氨氮条件下乙酸的代谢作用。但该方法对解除丙酸和丁酸浓度累积的效果不明显。

本实验为了解除氨氮抑制，在第74～79 d系统停止进料并加水稀释。乙酸、丙酸与丁酸浓度分别下降至85 mg·L-1，2528 mg·L-1，218 mg·L-1。在实验的第80～92 d系统恢复进料后，乙酸浓度波动较大，最后稳定在181 mg·L-1；丙酸浓度继续上升，最高达3946 mg·L-1；丁酸浓度较为稳定，在2 mg·L-1左右。Hanaki[13]认为丙酸对产甲烷菌的抑制浓度为1000 mg·L-1。但本实验中丙酸浓度达到3739 mg·L-1，远高于此抑制浓度，产气也未出现明显抑制。

以餐厨垃圾为原料的厌氧发酵，pH值主要与系统中挥发酸及氨氮有关[14]。图4显示，pH值在整个实验期间变化较小，在7.2～7.7之间，整体呈下降趋势。在第1～53 d，pH值变化较小在7.6左右。在第54～66 d，由于挥发酸累积，而氨氮增幅较小，pH值出现下降，由7.6下降到7.4，而后稳定在7.5。随着挥发酸的下降，pH值开始上升，最终稳定在7.7。停止进料后，由于加水稀释，氨氮及挥发酸都有所下降，pH值下降，由7.7下降到7.2。恢复进料后，氨氮继续上升，而挥发酸较为稳定，pH值逐步上升，最终稳定在7.5。

图4 产甲烷相挥发酸浓度及pH值变化

2.4 氨氮浓度对产甲烷相甲烷含量及氢含量的影响

由图5可以看出，甲烷含量在整个实验期间较为稳定，整体呈上升趋势，由61.9%逐步上升到71.5%，最高达78.1%。

与甲烷含量不同的是，氢含量在实验前期稍有波动，而后逐步下降并趋于稳定。第1 d到第10 d，氢含量由0.03%逐步上升到0.10%，而后逐步下降到0.02%。而后氢含量较为稳定，平均为0.01%。本实验中氢含量较低的原因可能由于产氢菌与耗氢菌达到一种平衡，并且耗氢菌占主要优势。

结合图4可知，产甲烷相在第28 d丙酸开始累积。一般认为丙酸代谢与氢分压有关，氢含量低于0.01%有助于丙酸的厌氧氧化[10]。但在本实验发现，第34 d之后氢含量均维持在0.01%左右，而丙酸浓度一直在上升，并未出现下降的趋势。因此，在高浓度氨氮条件下解除丙酸的累积需要进一步的研究。

图5 产甲烷相甲烷及氢含量变化

3 结论

(1)在餐厨垃圾的厌氧消化过程中，氨氮浓度随着有机负荷的提高而升高。经氨氮长期驯化的系统可承受更高浓度的氨氮，可耐受氨氮浓度最大为5386 mg·L-1。

(2)系统耐受氨氮浓度有一定限制，氨氮浓度达到6144 mg·L-1时，系统依旧会出现氨氮抑制。采取稀释及菌液回流措施可使系统在较短时间内恢复。

(3)在餐厨垃圾厌氧消化过程中，出现氨氮和挥发酸的双重累积时，可通过回流菌液及添加微量元素来强化乙酸代谢。但该方法对解除丙酸和丁酸浓度累积的效果不明显。

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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

项目来源： 公益性行业(农业)科研专项(201303099-01)

李政伟(1990-)，男，河南项城人，在读硕士，研究方向为多原料沼气发酵，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