剩余活性污泥和厨余垃圾的混合中温厌氧消化

剩余活性污泥和厨余垃圾的混合中温厌氧消化付胜涛,于水利,严晓菊,付英(哈尔滨工业大学市政环境工程学院,哈尔滨　150090)摘要:研究了混合比例和水力停留时间对剩余活性污泥和厨余垃圾混合中温厌氧消化过程的影响,混合进料按照TS 之比分别采用75%∶25%、50%∶50%和25%∶75%,HRT 为10d 、15d 和20d.结果表明,在整个运行期间,进料VS 有机负荷为1153～5163g/(L ・d ),没有出现p H 降低、碱度不足、氨抑制和VFA 积累等抑制现象.进料TS 之比为50%∶50%时,具有最大的缓冲能力,稳定性和处理效果都比较理想,相应的挥发性固体去除率为5111%～5614%,单位VS 的甲烷产率为01353～01373L/g ,甲烷含量为6118%～6714%.关键词:污泥;厨余垃圾;混合消化;厌氧消化中图分类号:X705　文献标识码:A 文章编号:025023301(2006)0721459205收稿日期:2005206213;修订日期:2005211207基金项目:国家重点基础研究发展规划(973)项目(2004CB418505);教育部高等学校优秀青年教师教学科研奖励计划项目作者简介:付胜涛(1978～),男,博士研究生,主要研究方向为固体废弃物处理.Co 2digestion of W aste Activated Sludge and Kitchen G arbageFU Sheng 2tao ,YU Shui 2li ,YAN Xiao 2ju ,FU Y ing(School of Municipal and Environmental Engineering ,Harbin Institute of Technology ,Harbin 150090,China )Abstract :The effects of mixture ratio and hydraulic retention time on mesophilic co 2digestion of waste activated sludge and kitchen garbage were investigated ,and the mixtures having the ratios of 75%∶25%、50%∶50%and 25%∶75%on a TS basis ,operated at the HRTs of 10d ,15d and 20d.In all the digesters ,with an OL R 1.53～5163g/(L ・d ),there were no indication of failure ,such as low p H 、insufficient alkalinity 、ammonia inhibition and accumulation of VFAs.The optimum operating conditions of all the digesters were found to be a mixture of 50%∶50%in terms of the stability and performance ,buffer capacity was the highest.The volatile solid removal efficiency ,specific methane production and methane content in this condition achieved 5111%～5614%,01353～01373L/g and 6118%～6714%.K ey w ords :waste activated sludge ;kitchen garbage ;co 2digestion ;anaerobic digestion 将剩余活性污泥单独进行厌氧消化时,挥发性固体(VS )去除率和产气量都很低,这是因为剩余活性污泥的可生物降解能力很低,水解过程是剩余活性污泥进行厌氧消化的限速步骤.为此有很多研究都集中在采用各种预处理手段提高剩余活性污泥的可生物降解能力,如常采用的有热解法、机械法、化学法以及生物法等[1～3].将剩余活性污泥和厨余垃圾混合后采用现有的污水厂消化池进行处理也是一种很好的方法,不需要很多的额外投资,又解决了厨余垃圾的污染问题.混合消化可以稀释污泥中的有毒成分,促进物料中营养物质的平衡,提高消化池的容积利用效率,还可获得更大的单位产气量[4,5].本实验主要研究目标为进料比例和水力停留时间(HR T )对剩余活性污泥和厨余垃圾混合厌氧消化过程的稳定性和处理效果的影响,从而确定最优的运行条件.1　材料与方法1.1　实验装置实验所采用的厌氧消化反应器为圆柱型,模拟普通污泥消化池,总容积为7L ,其有效容积为5L ,如图1,每日进出料各1次.采用机械搅拌,转速为80r/min ,反应器外部采用夹层水浴加热通过温控仪控制温度为35℃±1℃.图1　试验工艺流程Fig.1　Schematic diagram of anaerobic digestion system1.2　接种污泥第27卷第7期2006年7月环 境 科 学ENV IRONM EN TAL SCIENCEVol.27,No.7J ul.,2006接种污泥由哈尔滨文昌污水处理厂的含水率为88%左右的脱水剩余活性污泥添加自来水稀释后经3个月以上的时间厌氧培养驯化而成,在培养过程中未添加任何培养物,实验过程中未发现脱水剩余活性污泥中原有的混凝剂成分对反应有不良作用,其主要参数见表1.1.3　进料组成实验中所采用的厨余垃圾取自哈尔滨工业大学学生食堂,主要组成为米饭、肉类、蔬菜等,总固体(TS)在15%～30%之间,挥发性固体(VS)占TS 的88%～94%.剔除其中的骨头等硬物后用食物粉碎机将其充分粉碎,通过添加自来水调节TS到15%.剩余活性污泥取自哈尔滨文昌污水处理厂污泥回流泵房,经离心机浓缩后调整TS为3%,VS为TS的67%～71%.剩余活性污泥和厨余垃圾的混合物料每2周制备1次,置于4℃下保存待用.其主要参数见表1.表1　厨余垃圾、剩余活性污泥和接种污泥的主要参数Table1　Characteristics of the kitchen garbage、waste activated sludge and digested sludge参数厨余垃圾剩余活性污泥接种污泥TCOD/g・L-119634182916 SCOD/g・L-175********TS/g・L-1150302715VS/g・L-11371721131813p H518161877162碱度(CaCO3)/mg・L-11801625834NH+42N/mg・L-132101411VFA/mg・L-1232212112 TOC/g・L-1681111101—TKN/g・L-13191192—C/N1715517—1.4　实验设计采用3个反应器,HR T分别为10d、15d、20d.实验分3个阶段进行,每1阶段采用一种进料比例,进料比例是按照剩余活性污泥和厨余垃圾的TS之比进行混合,3种比例分别为75%∶25%、50%∶50%、25%∶75%.每个阶段运行45d,以保证充分达到稳定状态.随着进料中厨余垃圾所占比例的提高,其VS和COD也相应提高.前2个阶段所采用的进料是直接采用TS为3%的剩余活性污泥和TS为15%的厨余垃圾混合,因第3阶段中直接混合后的进料TS高达715%,导致进料有机负荷过高,同时搅拌功率急剧增大,为此又将其稀释到TS为615%后再用于实验.各阶段所采用混合基质的主要参数见表2.表2　厨余垃圾和剩余活性污泥在不同TS比例下混合进料的主要参数Table2　Characteristics of the mixture on the different TS basis参数阶段1阶段2阶段3TS/g・L-1371550106510VS/g・L-1301540175613 TOC/g・L-1141620162811 TKN/g・L-121062125213C/N71191112121.5　分析方法TS和VS:称重法;TCOD和SCOD:标准重铬酸钾法;VFA:滴定法,以乙酸计;p H值:雷磁PHS J2 4A型实验室p H计;氨氮:滴定法;产气量:品川湿式气体流量计测定;沼气成分:SQ206型气相色谱仪(TCD检测器);碱度:滴定法;T KN:凯式定氮法;TOC:岛津TOC2V总有机碳分析仪.其中氨氮、VFA和SCOD经15min,15000r/min离心后测定.2　结果与讨论2.1　C/N的变化在厌氧消化过程中,C/N是稳定运行以及微生物生长和新陈代谢的先决条件.C/N太高,含氮量不足,缓冲能力低,p H值容易降低,反之若太低,含氮量过高,p H值则上升,有机物分解则受到抑制. McCarty认为污泥合成细胞的C/N约为5∶1,加上需要作为能源的C,C/N达到10～20为宜[6], Kayhanian等对有机城市垃圾和污泥进行混合高固体消化,认为C/N在25～30之间对甲烷产量未产生不良影响,乔玮等对有机垃圾进行消化时发现在C/N为25时产气量要优于15和20[7].本实验中采用的剩余活性污泥的C/N为517,大大低于最佳值,而厨余垃圾的C/N为1715,从表2中可看出,随着厨余垃圾在混合基质中所占比重的提高该值也随之上升,3种混合比例的进料C/N分别为711、911、1212,大大促进了混合物料中的营养平衡,同时污泥中大量的养料和微量元素能够弥补厨余垃圾的不足[9],从而对整个消化过程有促进作用,一方面提高有机物质的降解率,另一方面能够提高产气量,很多关于混合基质消化的研究工作都是基于这个理论开展的.Sosnowski等人将25%的城市有机垃圾和75%的污水厂污泥混合后,C/N比从913提高到1412,产气量是污泥单独进行消化的2倍[8].在我国农村也常采用高C/N的秸秆和低C/N的牲畜粪便混合后投入沼气池以获得更大的产气量.0641环 境 科 学27卷2.2　p H 值、碱度和VFA 的变化p H 值和碱度是评价厌氧工艺稳定性的2个重要参数.p H 值对厌氧工艺的运行有着重要的影响,因为产甲烷细菌比其它微生物受影响的程度更大,p H 值降低会增加高分子的VFA ,尤其是丙酸和丁酸,使得产甲烷菌的活性减弱,引起VFA 进一步积累和p H 值进一步降低[9].在本实验采用的单相的厌氧消化反应器中,产酸菌和产甲烷菌是共存的,p H 值在7～716时最合适,Lay 等人对污泥进行高固体消化认为合理的p H 值应该在616～718之间[10].对于在正常p H 值范围内运行的厌氧工艺,p H 值主要由重碳酸盐缓冲系统控制,重碳酸盐碱度由有机氮分解和由此释放的氨氮与过程产生的CO 2反应所产生,厌氧工艺的重碳酸盐碱度范围是1000～5000mg/L.图2中给出了系统处在稳定运行状态时各反应器中的p H 值和碱度的平均值,p H 值在7118～7152之间,碱度在3125～4533mg/L 之间,都在正常消化所要求的范围内.在第2阶段中,虽然进料有机负荷比第1阶段有所提高,但p H 值和碱度都要高于其他2种进料比例,具有更大的缓冲能力使得消化过程更稳定.第2阶段的p H 值和碱度高于第1阶段,这是因为二者混合后获得了更好的C/N ,提高有机物分解率,有更多的有机氮得到分解使得碱度和p H 提高.图2　不同运行条件下反应器内pH 和碱度Fig.2　p H and alkalinity concentration of the digesters有机酸(VFA )也是衡量厌氧消化过程的一个重要指标,VFA 中乙酸浓度在200～400mg/L 通常认为是正常的良好消化,也有采用VFA 与碱度的比值作为指示参数,该值要求在013以下[9].本实验中也对系统中的乙酸进行了测定,在前2个阶段的运行条件下,反应器中的乙酸浓度均在30mg/L 以下,在同样进料条件下不同HR T 时结果也都相差无几,在第3阶段中,乙酸浓度则明显提高,范围在30～245mg/L ,是随着HR T 而提高的,乙酸浓度与碱度的比值最大也在011以下.在第3阶段中p H 和碱度有所下降就是因为随着厨余垃圾比例和有机负荷的提高,系统中产生了更多的挥发性有机酸(VFA ),中和了原有的一部分碱度使得缓冲能力降低.考虑到系统内的p H 处于理想状态,理论上VFA 中大多数均为乙酸,并不会对系统稳定性构成影响.因此从厌氧反应的稳定性看,第2阶段的系统稳定性最好.2.3　氨氮的变化图3给出了在不同运行条件下系统稳态运行时氨氮的浓度值.氨氮是营养物质,氨氮主要是含氮有机物例如蛋白质或氨基酸分解产生.它以N H +4和N H 32种形式存在,都有抑制性,但是浓度明显不同,厌氧工艺中主要以离子形式存在.Lay 等人研究了铵离子的浓度对厌氧消化的影响,发现N H +4浓度在1670～3720mg/L 时产甲烷细菌活性降低10%,在4090～5550mg/L 时则降低50%,当提高到5880～6600mg/L 则完全失去活性[9].N H 3抑制性更强,在浓度为100mg/L 时就能够产生毒性,其浓度取决于系统中p H 值,在中温条件下,p H 值在718以下将氨氮控制在2000mg/L 以内就可以使N H 3保持在100mg/L 以下,因此本实验对该参数没有进行监测.从图3中可以看出,氨氮和p H 值、碱度的变化规律是完全一致的,也是第2阶段中系统内的氨氮浓度最高,最高值出现在HR T 为20d 时,对应的氨氮浓度和p H 值分别为945mg/L 和7152,处于合理的范围内.在同一进料比例条件下,氨氮的浓度是随着HR T 的提高而提高的,这是因为在较长的HR T 下,含氮有机物的分解率也有所提高.在实际应用中如存在氨氮浓度高而对消化过程造成影响,可以通过提高进料的VS 含量或是减少HR T 来解决,一般在中温消化条件下所采用的VS 有机负荷为215～310g/(L ・d ),从实验结果看,在3个阶段中当进料有机负荷在此范围内时相应的氨氮浓度在700～900mg/L ,因此并不会产生氨抑制的情况从而影响系统的运行.2.4　有机物去除效果分析厌氧消化的最主要目的就是生化降解有机物,使得处理基质达到稳定状态.通常基质中有机物的含量采用VS 或是COD 来表示.对于浓缩剩余活性污泥来说,TS 一般在2%～3%,VS 占TS 的70%左右,如果单独进行消化时消化池的容积利用率很低,而混合了TS 为15%的厨余垃圾后,混合基质的VS 则明显提高,本实验中第3阶段的进料中VS 达到了5613mg/L ,从而大大地提高了消化池的容积16417期环 境 科 学图3　不同运行条件下反应器内氨氮浓度Fig.3　Ammonium ion concentration of the digesters利用率.表3给出了各运行条件下系统对TCOD和VS的去除率,可以看出TCOD和VS的去除率都是随着HR T的增加而提高,3个阶段的进料VS负荷分别为1153～3105g/(L・d)、2104～4107g/(L・d)及2158～5116g/(L・d),相应的VS去除效率分别在3611%～4213%、5111%～5614%和5814%～6319%范围内,第2阶段相对于第1阶段的VS去除率提高15%左右,在实验过程中,第2阶段出料VS有时实测值甚至还低于第1阶段.由此可见,在第2个阶段中由于垃圾所占比例的提高使得混合基质的可生物降解性大大提升,处理效率明显优于第1阶段.第3阶段与第1阶段相比VS去除率也有所提高,相应的提高幅度为7%左右,提高不是很明显,出料VS在1815～2116g/L.从每一个阶段看HR T在10～20d内对VS去除率的影响并不是很大,一般都相差5%左右.TCOD的去除规律和VS 是一致的,3个阶段下的去除率分别在3614%～4211%、5018%～5712%和6119%～6519%范围内,所对应的出料的TCOD也相差很小.由此可见在同样的有机负荷条件和HR T下,随着厨余垃圾所占比例的提高,混合基质的有机物去除率是随之提高的.G ossett和Belser发现剩余污泥在厌氧条件下被降解的比例等于污泥的活性比f A,它表示总微生物浓度中活性微生物所占的比例,活性比例一般是50%,其中80%能够得到稳定化处理,在HR T为20d时,COD去除率只有25%左右,而初沉污泥为60%左右,将2种污泥混合浓缩后消化则可达到40%左右[9].顾国维等人采用单相中温厌氧消化处理气浮浓缩污泥,总HR T为10d,进料VS有机负荷为3177g/(L・d),VS去除率为3611%,与上面的研究一致[11].Mata2Alvarez等人对进料TS比为50%∶50%的OFMSW和污泥进行了中温厌氧消化(35℃)的研究,得出的结果是在HR T为1415d,进料VS有机负荷为218g/(L・d),VS去除率为57%[12].Del Borghi等人也采用50%∶50%的OFMSW和污泥进行了高温厌氧消化(55℃),结果发现在HR T为12d,进料VS有机负荷为410 g/(L・d),VS去除率为64%[13].由此可见,有机垃圾和污泥混合后进行厌氧消化的确对提高VS去除率有促进作用,VS去除率的提高同时也意味会得到更高的产气量.从本实验中的有机物去除效率看,第2阶段和第3阶段的有机物去除率都很理想,当厨余垃圾所占TS比例在50%以上时有半数的有机物能够得到去除.为了评价物料混合后对消化过程的促进作用,这里将其与2种物料单独消化时的处理效果进行比较.当HR T为15d和20d时,厨余垃圾进料TS为4%,单独进行消化达到稳定运行状态时相应的VS去除率为7211%和7418%,而进料TS为3%的剩余活性污泥的VS去除率为2612%和2712%.假定混合物料在消化过程中厨余垃圾也有7111%的VS得到去除,经计算可得,在3种进料比例条件下,当HR T为15d时,混合物料中相应的剩余活性污泥的VS去除率分别为2517%、31%、2619%而当HR T为20d时则分别为2813%、3216%和2117%,由此可见,在第1阶段中,由于C/N比值仍低于合理值而使得剩余活性污泥的VS 去除率基本上无变化,而第2阶段则明显提高,第3阶段变化也不明显,其原因一是剩余活性污泥所占比例太小因此有较大误差,另一方面是因为此时混合进料中厨余垃圾的VS去除率实际上也并没有达到7211%和7418%.表3　在各运行条件下系统出料的主要参数Table3　Characteristics of the effluent at the different conditions参数进料阶段1进料阶段2进料阶段3HRT/d101520101520101520 TCOD/g・L-1281626192610301427162614321029172813 TS/g・L-1261425122415291027182711301328122714 VS/g・L-1191518141716191918161717211519161816 TCOD去除率/%361440124211501855135712611564136519 VS去除率/%361139174213511154125614581462116319 2.5　产气状况分析厌氧消化的主要目的不仅在于稳定有机物,还在于产生甲烷气体回收能源.表4给出了各运行条件下反应器中稳态运行时的反应器单位体积气体产率(gas production rate,GPR)、单位体积甲烷产率(methane production rate,MPR)和甲烷含量.从表4可看出,在同一阶段中GPR和MPR都是随着HR T2641环 境 科 学27卷的缩短而提高的,在相同HR T下GPR和MPR是随着厨余垃圾所占比例提高而提高,这2个参数主要是跟进料有机负荷密切相关.为了衡量不同比例混合物料的单位产气状况,这里又采用单位VS甲烷产率(specific methane productions,SMP)和气体产率(specific gas productions,SGP)进行比较,可以看出在每一阶段中不同HR T下的SMP和SGP相差并不明显,第1阶段中的SMP和SGP分别在01236～01246L/g和01326～01335L/g,而后2个阶段中的SMP和SGP要相应地高出很多,这是因为有机物分解率的提高使得产气量提高.值得注意的是在后2个阶段中的SMP相差不多,分别为01353～01373L/g和01380～01397L/g,这2个阶段进料中厨余垃圾所占TS比例在50%以上,第3阶段与第2阶段相比虽然总的产气量有所提高,但是随着有机负荷的提高,甲烷含量有所降低,使得SMP提高的幅度很小,这2个阶段产气中甲烷含量分别为6118%～6714%和5718%～6211%.因此,结合SMP和甲烷含量2方面参数,说明第2阶段是比较理想的.Mata2Alvarez实验中所得到的SMP为01365L/g,进料HR T为1415d,甲烷含量为67%[12].Del Borghi等人采用高温消化,SMP为014 L/g,甲烷含量只有46%[13].本实验结果与之相差不多,所不同的在于他们实验中采用的是混合污泥,由此也可推断出厨余垃圾单独消化时也会获得很高的产气量,这主要是因为厨余垃圾中含有大量的脂类,如肉类和菜汤等,1g脂肪完全厌氧分解后产生的甲烷气体高达0185L.表4　在各运行条件下系统产气状况主要参数Table4　Characteristics of the gas production at different conditions参数进料阶段1进料阶段2进料阶段3HRT/d101520101520101520甲烷含量/%701573137612611864146714571859186211 GPR/L・(L・d)-111020167015021311154111331721461180 MPR/L・(L・d)-1017201490138114401990176211411471112 SGP/L・g-1013350132901326015720156701553016580165601640 SMP/L・g-10123601241012480135301365013730138001392013973　结论 (1)剩余活性污泥和厨余垃圾的混合厌氧消化是可行的,混合后随着垃圾比重的提高则C/N比值也提高从而促进了消化过程的进行.在3种进料比例及3个HR T的运行条件下,各系统内p H值保持在7118～7152之间,碱度(CaCO3)在3125～4533 mg/L之间,没有VFA过度积累和氨抑制现象发生,各系统均处于稳定运行状态.(2)厨余垃圾和剩余活性污泥进料TS比为50%∶50%时,p H值、碱度和氨氮相应地要高于其他2个阶段在同一HR T下的运行结果,此时系统具有最大的缓冲能力,剩余活性污泥的VS去除率有所提高.进料VS有机负荷在2104～4107g/L范围内,VS去除率为5111%～5614%,SMP在01353～01373L/g之间,甲烷含量为6118%～6714%.参考文献:[1]Chiu Y C,Chang C N,Lin J G,et al.Alkaline and ultrasonicpretreatment of sludge before anaerobic digestion[J].Wat.Sci.Tech.,1997,36(11):155～162.[2]Li Y Y,Noike T.Upgrading of anaerobic digestion of wasteactivated sludge by thermal pretreatment[J].Wat.Sci.Tech.,1992,26(3～4):857～866.[3]Lin J G,Chang C N,Chang S C.Enhancement of anaerobicdigestion of waste activated sludge by alkaline solubilization[J].Bioresource Technology,1997,62:85～90.[4]Laffitte Trouque S,Foster C F.Dual anaerobic co2digestion ofsewage and confectionery waste[J].Bioresource Technology,2000,71:77～82.[5]Demirekler E,Anderson G K.Effect of sewage sludge additionon the start2up of anaerobic digestion of 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