活性污泥及其与秸秆共基质的厌氧消化特性

城市活性污泥是城镇污水处理过程中不可避免的副产物1.活性污泥成分复杂，含有大量有机质剩余活性污泥处置一直以来都是棘手的问题3.我国活性污泥的产量大、处置率低4.活性污泥中含有污水中的大部分污染物质57，极易造成环境污染。据 道,我国每年有超过10t活性污泥产生,其中80%处不当同,剩余活性污泥可通过稳定化实现资源化再利用，厌氧消化是活性污泥稳定化和产甲烷的一种有效稳定技术回。可以有效减少活性污泥体积,提高活性污泥脱水效果回，并且稳定性好、能耗低、有沼气产生,因此被广泛应用。

我国是农业大国,平均每年产生的秸秆量约为7x10"1,其中,大部分秸秆都被直接燃烧掉,浪费了大量资源，秸秆的厌氧发酵技术能够利用其中丰富的有机质,解决我国面临的日益严峻的资源和环境向题,为秸秆的资源化利用提供了有效途径.通常活性污泥的CIN(质量比)约为4.3:1.而农作物秸秆的 C/N一般为50.0:1,单独的活性污泥或秸秆均不能满足微生物厌氢消化的要求,活性污泥中复杂的有机成分,在进行单基质厌氢消化时易发生氨抑制等现象时。将单一底物厌氧消化转为两种底物联合厌氧消化，调节底物中的有机成分，可提高反应效率D4日，该研究以活性污泥及小麦秸秆为主要厌氧消化原料,研究活性污泥单基质与活性污泥秸秆共基质在不同 SRT(固体停留时间) 下的中温厌氧消化效果,探讨共基质厌氢消化对活性污泥性质的改变及产气效果的影响，以期为活性污泥、秸秆的资源化利用以及清洁能源的生产和城市环境的保护提供参考。

1 材料与方法

试验所用活性污泥取自上海东区水质净化厂的曝气池.活性污泥静置沉淀 12h后,排出上清液.置于4℃冰箱保存,存储时间不超过2周.接种活性污泥的CN为5.5:1.H为6.94.(COD)为10750 mu/L,p(VFA)〔以p(乙酸)计,其中VFA为挥发性短链脂肪酸)为98mu/L,(NHN)为109.67 mg/L,p(TP)为202.4l mp/L,p(MISS)为7.22/L.

秸秆购自河南省郑州市郊区农田，由于秸秆中含有大量难降解的纤维素、木质素等，因此从经济性及操作可行性等方面考虑，该研究采用物理方法预处理秸秆.秸秆经清洗晒干后,用破碎机打碎成粒径小于10 mm 的颗粒,以减小秸秆粒径能破坏其中的木质素、纤维素和半纤维素的复杂网状结构，增加孔隙度及比表面积，缩短有机物的发酵时间,提高产气量,加快厌氧消化反应速率，试验所用小类秸秆的CN比为56.7:1.0(纤维素)为39%，w(半纤维素)为15%，w(木质素)为12%通过投加小春秸秆作为外加碳源,调节底物碳复比构成共同发酵体系.

1.2 试验装胃

试验装曾为2个并联的不锈钢材质密封反应错(见图1).这2个消化罐均由一台总自动控制器系统控制2个反应器分别为活性污泥厌氧消化装管和活性污泥秸秆混合物厌氧消化装曾反应罐的有效体积为20L反应罐外部设有水浴箱,根据设置条件自动控制温度，维持反应器恒温。罐中设有自动机械扮拌器,使发酵液充分混合,防止罐内分层,出现底部酸化现象,其转速为40rmin.消化罐外部均有2个取样口和1个进样口,底部设有排泥口.罐中下部设有 pH 探测计,可根据设定值自动补充酸碱,维持厌氧消化过程中的最佳值罐上方设有照明灯，方便难察罐中底物反应情况。气体排出口接入水封，防止空气回流入罐中.

1.3 试验方法

待2个反应器达到设定温度(35+1℃)目称定后,在2个消化罐中分别加入15L浓缩活性污泥及活性污泥秸秆混合物(CN=10.0:1)罐中充入 N,,排出空气,中温静态发酵50d，其间不排泥、不进泥.每 72 h 取样1 次,测定出水污泥混合相中的 p(COD)(NHN)(TP)通过离心过滤测定水相中的p(VFA)待各项指标稳定后，启动阶段完成开始每d分别进、排出15L剩余活性污泥，并每间隔3d加入10。葡萄糖,为厌氧菌提供适量碳源促进厌氧细菌的稳定,以帮助其更好地适应厌氧环境.经过15d的稳定期后,连续10d测定。(COD) p(NH*N)(TP)(VFA)沼气产量等，若其各项指标变化不大,则厌氧消化活性污泥培养驯化完成。

试验设 SRT 为10和15d发酵物总体积为15L当 SRT为10d时每d排出活性污泥1.5L.用蠕动泵泵入新鲜活性污泥1.5L调节2个SRT时间为20 d,稳定1个SRT时间(10d):当SRT为15d时，每。排出活性污泥 1.0 L,用蠕动泵泵入新鲜活性污泥1.0 L,调节2个SRT时间(30d)，稳定1个SRT时间(15 d)。

从试验可行性及微生物厌氢消化条件考虑，试验调节活性污泥及秸秆混合物C/N(质量比)为10.0:(即每 10 mL. 活性污泥加入2g秸秆)，虽未达到厌氧消化理想值，但已能基本满足微生物厌氧消化要求.

1.4 分析方法

将活性污泥分为混合相和水相,分别进行测试测试混合相时,将取样活性污泥充分摇匀,稀释120倍后测样.水相测试时，将样品在10000r/min 下离心10min 后过0.45 um 的滤膜,滤后水样稀释 120倍进行测试.

p(COD )采用标准重铬酸钾法测定;(NHN)采用纳氏试剂比色法测定;(TP)采用钼酸盐比色分光光度计法测定;(VFA)采用滴定法测定，以 p(乙酸)计;pH 采用 PHS3CpH 计(上海精科雷磁化学仪器公司)测定,气体成分由GASBOARD-3200系列沼气分析仪(武汉四方光电科技有限公司)测定，总氮采用 TOC/TN 测定仪 multi N/C3100.试验所用浓硫酸、氨水、氢氧化钠、酒石酸钾钠、硫酸氢铵、氯化铁、过硫酸钾、抗坏血酸均为分析纯，哈希COD，预装罐购于美国 HACH 公司.2 结果与讨论

2.1 累积沼气产量

秸秆的加入,使沼气产量大幅增加.当SRT 为10和15d时,活性污泥单基质厌氧消化日均沼气产量为493.0和517.3mL,活性污泥秸秆共基质的日均沼气产量为581.8和601.8 mL;活性污泥秸秆共基质厌氧消化累积沼气产量分别为5818.0、9026.0 mL,比单一活性污泥的累积沼气产量(4930.0、7760.0mL)分别高出15.3%14.0%秸秆作为外加碳源,提高了厌氧活性污泥的 C/N,促进了活性污中的(CH).究其原因,秸秆的加入,使底物中纤维素及木质素含量升高,有机成分发生变化,而底物中的有机成分的性质又是影响φ(CH)的重要因素23]，因此会出现这种产CH滞后现象.从第4天起,进入厌氧消化稳定阶段,活性污泥-秸秆共基质中φ(CH,)略高于活性污泥单基质,稳定在 60%左右.

随着厌氧消化反应过程的进行，(CH)不断增加,(CO,)有所下降,这说明产甲烷菌可利用 CO,和 H,产生 CH.在第 10 天左右,混合基质气体成分中φ(N,)增加,这部分N,除了试验开始阶段充入的N外,可能是由于反硝化作用产生了N，其他气体可能是 H,或 H,S。

2.3 厌氧消化系统中的p(NHN)和p(TP)

厌氧消化中,NH+N是重要的氮源,其浓度对厌氧消化细菌及产 CH 速率都有一定的影响.在厌氧消化过程中,微生物中的氮只有少数可以转化成细胞物质,大部分有机氮经生物降解后,以NH+的形式存在,还原成沼液中的NH+N4.其主要反应方程: RCHNH,COOH +2H,O→RCOOH+NH,+CO,+2H。

当(NHN)较高且达到1500~3000mg/L时，会对厌氧消化系统产生抑制25.图3显示了试验过程中p(NH+N)的变化趋势.活性污泥单基质及活性污泥秸秆共基质在不同 SRT 下的p(NH N)为190~350mg/L,因此并未对系统产生抑制.在SRT为10d时,由于活性污泥秸秆共基质中可降解有机物较多,其平均(NH+N)为278.5mg/L,高于单基质的平均p(NHN)为215.6mg/L.当SRT为15d，反应前期,活性污泥秸秆共基质的p(NHN)波动较大,活性污泥单基质的(NHN)稍有波动，后期均趋于平稳.这说明在反应开始阶段,活性污泥秸秆底物中的大部分氮以NH+N的形式排除,消化液的 NHN浓度由开始的247.2mg/L 增至345.9 mg/L.反应后期p(NH+N)降低.这是由于罐中存在厌氧氨氧化作用,厌氧氨氧化菌以NH+N作为电子供体,亚硝酸氪为电子受体,生成气态氪,从而实现脱氮,导致(NH+N)逐渐降至198.7 mg/L;同时，微生物的生长也会利用NH+N,从而造成NH+N浓度稍有降低.两组底物均呈现 SRT为15d时的平均p(NHN)低于SRT为10d时的p(NH+N)，这可能是由于 SRT 缩短会导致有机负荷量升高, p(NHN)也会有所上升。

磷是微生物细胞的重要组成元素,存在于细胞组份中，有机磷的释放主要是由微生物分解引起的。

在厌氧发酵过程中,由于微生物细胞破碎,微生物水解,溶出大量的磷,同时秸秆也可释放大量的磷。图3显示了厌氧消化过程中p(TP)的变化特性，(TP)总体变化范围不大.SRT为10和15d时，活性污泥秸秆共基质出泥样品的平均。(TP)分别为168.6和175.9 mg/L,高于活性污泥单基质的 129.2 和 152.2 mg/L.

2.4COD，的去除率

由图4可见,在中温条件下，当SRT为10和15d时,厌氧消化后,活性污泥-秸秆共基质的p(COD )分别为16331 和 15 518 mg/L,活性污泥单基质的 p(COD )分别对应于18261和18343mg/L.而活性污泥秸秆共基质的 COD。去除率分别为25.0%和28.0%,优于活性污泥单基质的COD去除率10.2%和13.1%，去除率较高说明系统中的大量有机物被微生物利用，从而有效地转化成CH及CO等气体而释放.这与沼气产量中混合基质的沼气产量高于活性污泥单基质的沼气产量相对应因此,秸秆的加入使得活性污泥秸秆共基质厌氧消化 COD。去除率比活性污泥单基质高。

2.5厌氧消化系统中的(VFA)

VFA 是厌氧消化过程中有机质水解酸化的重要产物.产酸菌以可溶性蛋白质和碳水化合物作为底物,产生VFA.当(VFA)低于3000mg/L时，有利于产甲烷菌的生长8.试验中p(VFA)均在200mg/L以下,因此未对产甲烷菌造成抑制.从图5可见，各试验阶段的。(VFA)在反应前期均呈上升趋势,随着厌氧消化的进行,开始逐渐下降,到反应后期趋于平稳.当SRT为15d时,产 VFA 高峰值出现在第4天，对比SRT为10d时相对滞后,这可能是由于SRT 短则每日接种活性污泥量相对增加,增加接种物的量不仅可以提高消化系统的缓冲能力、缩短系统水解酸化阶段的时间、有利于产气高峰的提前，而且对有机物降解有一定的促进作用.

活性污泥-秸秆共基质在 SRT 为10d的试验阶段初期，(VFA)较高,达到164.5mg/L,可能是因为在厌氧消化水解阶段,纤维素等有机物的水解产物较多,但产 CH,菌不足,导致 VFA 大量积累,降低消化液中的 pH,影响产气量.厌氧消化过程中产生的部分 VFA 也可与 NH+N 等发生中和反应,促进厌氧发酵的进行 29.随着反应时间的进行，产酸菌逐渐被产甲烷菌所替代,有机酸被不断消耗，(VFA)降低，将活性污泥与秸秆2种物料混合发酵,改善了活性污泥单独厌氧消化时产酸量少的情况，有利于提高厌氧消化的 CH产量。