城镇湿垃圾与污泥混合堆肥参数研究

1.1 试验材料

本研究中所用废活性污泥来自中国重庆某污水处理厂CASS工艺的二沉池。湿垃圾取自重庆某大学食堂。手动去除塑料袋、骨头、一次性筷子和纸巾等不可降解物质后，采用研磨机（JYL-D051，九阳，安徽）磨成光滑的糊状，在4℃条件下储存备用。接种物是本实验室厌氧消化反应器消化后的污泥。湿垃圾、废活性污泥和接种物的性质如表1所示。

表1 试验底物的主要性质

注：①TCOD：总化学需氧量；②TS：总固体含量。

1.2 试验设计

为揭示不同堆肥时间的渗滤液对共消化过程的影响，首先对堆肥过程中渗滤液的性质进行了研究。收集湿垃圾好氧堆肥第5、10、20、30、50和70天的渗滤液。得到的渗滤液样品在4℃条件下贮存。

在对渗滤液特性分析的基础上，对污泥与不同堆肥时间获得的渗滤液进行了共消化，并研究不同污泥/渗滤液混合比例（体积比）条件下的共消化情况，考察共消化过程中产气量和底物参数的变化。

1.3 试验装置

本研究采用的堆肥设备为15 L的有氧池。接种物为混合粪便微生物发酵菌剂。堆肥的辅料为锯末，调节初始含水率为50%。堆肥过程中用螺旋搅拌器进行搅拌，搅拌周期为每6 h搅拌1次，每次搅拌10 min。本研究采用自然升温堆肥方式，未对堆肥的温度进行特别控制。

厌氧消化实验反应器是自动甲烷电位测试系统（ATMPTS II，瑞典）。在本研究中，废活性污泥和渗滤液被装入消化瓶（有效容积为450 mL），反应器温度保持在37℃，所有反应器均配有不锈钢搅拌器进行持续搅拌，搅拌速度是120 r/min。在沼气收集中，采用碱溶液吸收法去除H2S、CO2等酸性气体，剩余的气体通过沼气计量单元连接到计算机获得试验数据。

1.4 分析方法

总固体（TS）和挥发性固体（VS）按标准方法测定。pH值使用pH计（HQ11D/PHC30103）测定。从反应器中取出的沼液用于TN和TCOD的分析。挥发性脂肪酸（VFA）浓度测定采用气相色谱仪（捷岛GC1690，杭州），高纯氮气为载气。辅酶F420的检测方法参照相关文献。

从厌氧消化之后的沼液中取样进行微生物分析。采用DNA试剂盒进行DNA提取、纯化和定量。扩增了细菌和古菌16S rRNA基因的V3~V4高变区。引物Arch519F(5′-CAGCCGCCGCGGTAA-3′) 和Arch915R(5′-GTGCTCCCCCGCCAATTCCT-3′)用于古菌群落扩增，通过引物515F(5′-GTGCCAGCMGCCGCGG-3′)和907R(5′-CCGTCAATTCMTTTRAGTTT-3′)对细菌群落进行扩增。纯化的扩增子使用Illumina Hiseq 2000焦磷酸测序平台进行测序。

利用修正的Gompertz模型，拟合厌氧消化工艺的模拟产气量B0、最大日产气量Rmax和滞后期λ。该模型如下所示：

式中 Bt——消化时间t（d）的累积沼气体积,mL；

B0——模拟沼气产量,mL；

Rmax——最大产气量,mL/d；

λ——滞后期,d；

t——消化时间,d。

2.1 堆肥过程中渗滤液的性质变化

首先，对湿垃圾进行好氧堆肥处理，并获得了不同堆肥时间渗滤液的营养特性。图1为好氧堆肥过程中渗滤液TCOD、TN浓度及TCOD/TN比值的变化情况。从图1中可以看出，由于湿垃圾中大分子有机化合物的降解，TCOD和TN浓度在初始阶段均迅速升高，说明湿垃圾在堆肥前期快速发生腐化，易于形成渗滤液。伴随有机固相微生物在胞外酶的作用下进行分解，复杂有机化合物迅速降解为氨基酸等有机物，导致渗滤液中TCOD和TN浓度迅速升高。在第20天左右，由于餐厨垃圾中高蛋白底物的水解，TCOD和TN的浓度迅速升高。在随后的堆肥过程中，它们逐渐下降并趋于稳定，TN浓度的变化小于TCOD浓度的变化。由于渗滤液中有机物的好氧分解，TCOD浓度逐渐下降，TN浓度缓慢上升，在约40天时达到峰值，这是由于蛋白质性有机物的持续水解和氮氧化物的积累。之后，颗粒有机物降解速度减慢，渗滤液中氮含量浓度趋于稳定。在堆肥的最后阶段，产生的碱度使氨在通风环境中挥发，导致TN浓度下降。除堆肥中后期的挥发外，好氧条件下的微生物降解也是导致TCOD和TN浓度下降的另一个原因。

图1 好氧堆肥过程中渗滤液TCOD、TN浓度及TCOD/TN比值的变化

TCOD/TN的比值被认为是影响消化性能的重要参数，特别是对于后期厌氧消化中将被用作底物的物质。整个堆肥过程中渗滤液TCOD/TN的变化情况如图1所示，TCOD/TN比值呈下降趋势，但有一定波动。在堆肥20天时TCOD浓度达到峰值，该比值约为290。初始阶段TN浓度较低，对厌氧消化有抑制作用。堆肥20天后，随着TN浓度的增加，TCOD/TN比值下降。从营养平衡的角度来看，渗滤液的TCOD/TN比值较高，适合与低TCOD/TN比的废活性污泥进行共消化。添加渗滤液可以调节混合物的pH条件，增加消化时的有机碳。

采用三维荧光激发发射矩阵（3D-EEM）光谱技术对不同堆肥阶段（分别为初始阶段第5天、中期阶段第20天、后期阶段第50天）渗滤液的特征进行分析，结果如图2和表2所示。光谱学中有三个峰，峰1集中在224~228/305~334 nm的Ex/Em波长对，为芳香族蛋白物质。峰2集中在276~280/310~330 nm的Ex/Em波长对上，呈现蛋白质衍生的芳香氨基酸，包括酪氨酸(λem=310 nm)和色氨酸(λem=340 nm)。第三个峰在337/415 nm处有自己的Ex/Em波长对，与腐殖酸类物质有关。

图2 不同堆肥时间渗滤液的荧光EEMs光谱

表2 不同样品的荧光光谱参数

从图2和表2中可以看出，对于初期和中期获得的渗滤液，含氮有机化合物在渗滤液中占主导地位。在初期，峰1和峰2的强度分别约为144.2和108.0，而在中期，峰1和峰2的强度进一步提升，分别为224.4和190.3。峰值强度的提升间接反映了渗滤液中含氮有机化合物的溶出。在堆肥的最后阶段，有机氮化合物发生降解，其峰值强度降低至68.3和84.3。此外，峰3在第5天渗滤液中强度较低，在第20天和第50逐渐升高，说明随着堆肥时间的延长，渗滤液中有机物趋于稳定，而经过50天堆肥后，有机物深度降解，腐殖化程度更高。

2.2 废活性污泥与渗滤液共消化特性

2.2.1 不同堆肥时间的渗滤液对共消化产气的影响

在分析渗滤液性质随着堆肥时间变化的基础上，还研究不同堆肥阶段的渗滤液在共消化过程中的作用。因此，分别对堆肥5、10、20、30、50、70天后的渗滤液进行采样，并进行后期厌氧共消化研究，样本的属性如表3所示。从表中可以看出，不同时间得到的渗滤液具有不同的性质。TCOD/TN比值在堆肥后20天达到最高，随后逐渐降低。在渗滤液中加入废活性污泥，废活性污泥与渗滤液的体积比约为20∶1。由于渗滤液的性质不同，获得了不同的共消化底物。综上所述，混合液TCOD、TN和VS浓度取决于渗滤液的性质，堆肥时间对渗滤液性质影响较大。堆肥20天后废活性污泥与渗滤液混合的TCOD和TN浓度最高，VS浓度为12.8 g/L。混合物的TCOD/TN比值约为12.6，远高于污泥本身的TCOD/TN比值（约6.5）。TCOD/TN比值的提高意味着混合底物比废活性污泥更适合厌氧消化。

表3 不同堆肥时间的渗滤液及其与污泥的混合物的性质

废活性污泥与不同渗滤液共消化的动力学分析和产气量如图3所示，消化动力学参数如表4所示。从图中可以看出，废活性污泥单独消化在消化过程结束时的累积沼气产量约为425 mL。随着渗滤液堆肥时间由5天增加到20天，累积产气量由988.1 mL增加到1415.9 mL，堆肥时间进一步增加，累积产气量降低。最后，70天堆肥渗滤液的废活性污泥/渗滤液共消化系统的累积产气量约为713.3 mL。

图3 废活性污泥与不同渗滤液共消化过程的动力学分析和产气量

表4 废活性污泥与不同渗滤液共消化的动力学参数

不同厌氧组的单位产气量结果如图3b所示，可以看出堆肥时间对沼气产量的影响。废活性污泥与堆肥5、10、20、30、50和70天后的渗滤液共消化，单位产气量分别为201.7、211.2、266.4、250.2、230.9和149.6 mL/gVS。废活性污泥单独消化的比沼气产量最低，堆肥20天后废活性污泥和渗滤液的共消化产生的单位产气量最高，这是因为底物TCOD/TN条件适宜，渗滤液中有机物易于获取。经过长时间堆肥，渗滤液中有机物趋于降解至稳定值，腐殖化程度增加。这些腐殖质物质通常被认为是微生物代谢的产物，很难被进一步降解并用作沼气的碳源。堆肥第5天和第10天得到的渗滤液中有机物水解较弱，溶出的多为多糖类有机物，因此，添加堆肥渗滤液5~10天的累积产气量和单位产气量均低于添加堆肥渗滤液20~30天的累积产气量。

由表4动力学分析可知，模拟产气量与累积产气量基本一致，堆肥20天的废活性污泥/渗滤液最大产气速率高达73.9 mL/d，明显高于其他各组。该组的滞后期中等，说明该组的微生物由于营养平衡，容易在厌氧环境中适应。

2.2.2 污泥/渗滤液混合比对共消化产气的影响

厌氧消化沼气的生产与有机含量密切相关。废活性污泥/渗滤液比值不同，混合基质中养分水平不同。因此，采用不同的渗滤液量来测试废活性污泥/渗滤液体积比（60∶1、40∶1、20∶1和10∶1）对共消化的影响。本试验中所采用的是堆肥20天后得到的渗滤液。不同污泥/渗滤液比的底物性能如表5所示。

表5 不同污泥/渗滤液比的底物性能

不同混合比例废活性污泥/渗滤液共消化的动力学分析和沼气产量如图4所示。由图4a可知，废活性污泥单独消化的累积产气量和单位产气量分别为436.6 mL和91.1 mL·gVS。随着渗滤液体积百分比从1/60增加到1/10，共消解过程结束时累积产气量分别为843.6、1045.2、1463.1和1853.9 mL，对应的单位产气量约为170.1、207.3、268.0和300.6 mL·gVS-1（见图4b）。结果表明，渗滤液添加量越大，消化末期的产气量越高。然而，虽然10∶1比例的沼液产气量最高，但在消化初期的产气量远低于其他比例，这是因为混合物底物中易降解有机物过高，导致了厌氧消化初期的pH迅速降低，抑制了消化前期的产甲烷菌活性。

图4 不同污泥/渗滤液混合比例的厌氧共消化的动力学分析和产气量

表6展示了不同混合比废活性污泥/渗滤液共消化的模拟产气量、最大产气量和滞后期。动力学拟合结果与实验结果吻合较好。模拟产气量最高时废活性污泥/渗滤液混合比为10∶1，但该组的滞后期高达9.46天，说明厌氧消化过程中微生物在初始阶段表现较差。因此，要获得更高的沼气产量和更稳定的厌氧消化性能，可以采用20∶1的废活性污泥/渗滤液混合比。

表6 不同混合比例污泥/渗滤液共消解动力学参数

2.2.3 厌氧消化过程的中间参数

图5展示了不同混合比例条件下厌氧消化的运行参数。从图5a和图5b中可以看到，污泥和渗滤液的比例为10/1时厌氧消化前期会发生pH的快速下降，并造成了严重的挥发性脂肪酸（VFAs）积累（6360.3 mg/L）。相对来说，其它配比条件下的厌氧消化过程pH和VFAs浓度。污泥单独消化的pH值和VFAs浓度的波动较小，表明污泥单独消化不利于有机物的水解。图5c展示沼液挥发分比（VS/TS）的变化，可以看到10/1配比下的厌氧消化沼液会发分比小猪高于其它配比条件下，这是因为过多的渗滤液添加引入了过量的腐殖质，而腐殖质不易在厌氧消化过程中降解，甚至还会对产甲烷造成负面影响。辅酶F420可以作为反映底物产甲烷活性的指标。通过测定污泥中辅酶F420的含量，可以得到共消化过程中产甲烷活性的潜力。从图5d可以看出，F420在消化前3~5天浓度迅速上升，10~12天后浓度下降达到平衡。F420浓度的下降与沼气的快速生成非常一致。此外，随着废活性污泥/渗滤液比例从60/1增加到20/1，F420浓度增加，当渗滤液与废活性污泥/渗滤液比例为10/1时，F420浓度降低，说明过多的渗滤液添加抑制了F420的形成，抑制了沼气的生成。

图5 不同厌氧消化系统的运行参数

2.3 不同厌氧消化系统中的微生物分布变化

一般认为，微生物种群的生物多样性是沼气池健康和生产力的最有力指标，合理添加渗滤液的沼气池可以保证生物多样性的健康和较高的沼气产量。为了分析微生物群落的多样性和组成，对不同废活性污泥/渗滤液比的厌氧消化沼液进行了研究。不同底物配比条件下的厌氧消化沼液中细菌呈现出明显差异。较多湿垃圾渗滤液添加的系统（10/1）中具有较高的互营单胞菌属（Syntrophomonas），该菌属的主要功能是降解丙酸和丁酸。互营单胞菌属（Syntrophomonas）的富集与该系统中VFAs发生了积累的结果是一致的。较多湿垃圾渗滤液添加的系统（10/1）中甲烷八叠球菌（Methanosarcina）丰度略低于20/1和60/1条件下，该菌属是一种同时可以通过乙酸营养型和氢营养型产甲烷的古菌属，也是稳定运行的厌氧消化反应器中丰度较高的古菌属，对产甲烷过程起到主要的贡献。相反，10/1配比的反应器中具有较高的甲烷螺菌属（Methanospirillum）的丰度，该菌属的耐不利条件要强于其它菌种，因此通常在受到胁迫的厌氧消化反应器中得到富集。通过微生物种群结构分析可以得知，较高的湿垃圾渗滤液添加会破坏微生物种群结构，不利于主要的功能性微生物的富集。因此，污泥和湿垃圾渗滤液的混合比例为20/1被认为是可靠的配比，能够维持系统微生物种群结构稳定，并获得较高的产甲烷量。

本研究结果表明，湿垃圾堆肥过程产生的渗滤液的性质随着堆肥时间而发生变化，其中第20天得到的渗滤液具有最高的TCOD/TN比值，养分含量适宜，产气量最高，更适合作为厌氧消化的共底物。通过与废活性污泥进行共消化研究，发现当渗滤液体积比为60/1、40/1、20/1和10/1时，沼气产量分别为170.1、207.3、268.0和300.6 mL/gVS。然而，较高的渗滤液添加（10/1）条件下厌氧消化系统前期会发生pH大幅度下降和VFAs的积累，且沼液中微生物种群结构发生显著变化。因此，废活性污泥和湿垃圾堆肥渗滤液的混合比例为20/1更适合应用到厌氧消化中。