我国的餐厨垃圾产量逐年增加，近年来由此引发的“地沟油”、“垃圾猪”等一系列食品安全问题，严重影响了人们的生命健康.因此，餐厨垃圾的处理处置受到社会各界的广泛关注.餐厨垃圾中易降解有机物含量高，且蕴藏丰富的生物质能源(Agyeman et al.，2014)，在目前的处理技术中(填埋、焚烧、堆肥、厌氧消化)，以无害化处理和资源化利用为向导的厌氧消化技术被认为是最有效的餐厨垃圾处理技术(张存胜，2013).

厌氧消化是一系列厌氧微生物在无氧的条件下，将有机物分解为生物气(甲烷和CO₂)和富氮残渣的方法(Li et al., 2011).按照固体含量不同，厌氧消化技术可分为干式消化(TS>15%)和湿式消化(0.5%<TS<15%)两类(Chen et al., 2014).与湿式消化技术相比，干式消化具有反应器容积小，加热和泵送能量少，原料处理程度低，消化渣产量少且处理简单等优势(Li et al., 2011).此外，餐厨垃圾TS含量通常在20%以上(Zhang et al.，2007)，因此，更适合采用干式厌氧消化技术进行处理.

然而，干式厌氧消化存在过程稳定性更差的缺陷.以高蛋白含量的餐厨垃圾为底物进行消化时，总氨氮(TAN)积累被认为是影响过程稳定性的最重要的因素(Chen et al., 2014).蛋白质在水解过程中释放TAN，低浓度TAN是微生物生长的营养物，而浓度过高时则会降低细胞活性或生长速率，进而导致产气下降，挥发性脂肪酸(VFA)积累甚至系统运行失败(Nielsen et al., 2008).中温厌氧消化系统内，根据pH、温度、接种物、驯化等因素不同，TAN抑制阈值在1.7~14 g · L^-1之间(Pitk et al., 2013).然而，该阈值要么在批次试验中得出，对实际工程的借鉴意义不强；要么针对的是湿式系统.到目前为止，对半连续或连续干式厌氧消化系统中TAN积累及其抑制作用的研究还不多见.因此，本研究以餐厨垃圾为底物，进行半连续式中温干式厌氧消化，试验周期长达230余天，旨在研究TAN在餐厨垃圾干式厌氧消化系统中的积累规律及其抑制作用，以期为餐厨垃圾干式厌氧消化的规模化、扩大化发展提供基础数据.

餐厨垃圾取自重庆大学B区某学校食堂，采用筛网手动滤掉水和油脂后，去除粗颗粒杂质如竹筷、骨头、塑料等，并将大块垃圾剪切至5 mm左右，随即分装入4 L的密封袋中，于-18 ℃冰冻保存，临用前一周置于4 ℃冰箱中解冻.接种污泥为试验室前期驯化良好的餐厨垃圾干式厌氧消化污泥，试验开始时已停止进料2个月左右.底物和接种物的特征见表 1.

表1(Table 1)

表1 餐厨垃圾及接种污泥的理化特性 Table 1 Physical and chemical properties of food waste and inoculated sludge

表1 餐厨垃圾及接种污泥的理化特性 Table 1 Physical and chemical properties of food waste and inoculated sludge 物料类型 pH TS VS VS/TS C N C/N 餐厨垃圾 6.4 28.4% 26.5% 93.2% 53.3% 3.6% 14.7 接种污泥 7.5 26.0% 15.8% 60.82% 27.5% 2.8% 9.7

试验采用自制的单相CSTR厌氧消化反应器(图 1)，其有效容积为30 L.斜叶式机械搅拌器转速设定为45 r · min^-1，运转周期为5 min · h^-1.温控仪控制加热循环水以维持中温条件((37±2)℃).湿式气体流量计连接顶部出气口进行产气量测定.试验过程中，反应器采用半连续式运行模式，每日进出料一次，污泥回流比2 ∶ 1.

图1(Fig.1)

图1 厌氧消化试验装置图 Fig.1 Schematic diagram of anaerobic digestion experiment system

由于接种污泥为餐厨垃圾厌氧消化污泥，且已经停止运行2个月左右，因此，试验启动时，不进行预孵化，直接在3 g · L^-1 · d^-1(以VS计)的负荷下启动并长期运行.反应器运行了230余天，至甲烷产率出现50%的下降，且污泥中出现大量泡沫时，试验停止.

试验过程中pH、产气量每天测量.总固体(TS)含量、挥发性固体(VS)含量、甲烷含量3 d测一次.VFA、总碱度(TA)、TAN浓度在游离氨(FAN)小于100 mg · L^-1时3 d测1次；100~150 mg · L^-1时2 d测1次；大于150 mg · L^-1时每天监测.其中，TS、VS采用标准方法测量(APHA，2005)；pH 值采用pH 计测定(PHS-3C型)；产气量采用湿式气体流量计测定(LML-3型)，并换算成标准状态下的值；气体成分由Biogas 5000便携式沼气分析仪测定(Geotech，UK)；VFA和TA的测定方法如Li 等(2014)所述；TAN按照标准方法(APHA，2005)测定.

另外，VS去除率(r_VS)和FAN分别采用文献中(Koch，2015; Kim et al., 2011)推荐的公式计算：

图 2为餐厨垃圾干式厌氧消化系统内TAN、FAN和pH的变化情况.从图 2中可知，运行过程中，TAN在前60 d内迅速从1737 mg · L^-1增加到3209 mg · L^-1；后期累积速率减慢，至试验结束时，TAN浓度在(3516±111)mg · L^-1左右波动.此外，运行过程中，TAN出现了3个不连续低峰期.而FAN在前150 d内缓慢从41 mg · L^-1积累到202 mg · L^-1，此时对应第1个TAN低峰.随后，FAN积累速率加快，至175 d前后，浓度达到在(306±17)mg · L^-1，此时对应第2个TAN低峰.该FAN浓度导致pH从175 d起出现下降趋势，FAN也随即持续下降至100 mg · L^-1左右，此时对应第3次TAN低峰.随后190~220 d内，FAN和pH均稳定在一个平台，TAN波动中回升.从第220 d起，观察到系统内出现大量泡沫，pH和FAN再次下降.

图2(Fig.2)

图2 试验过程中TAN、FAN和pH的变化曲线 Fig.2 Evolution of TAN，FAN and pH during the experiment

图 3为产气量、VS去除率和甲烷产率在试验过程中的变化情况.从图 3中可知，VS去除率在整个试验过程中都稳定在87.05%±0.79%，无明显波动.而甲烷产率和产气量则波动显著且趋势基本一致，前31 d两者分别在0.36~0.58 L · g^-1(以每g VS产生的CH₄量(L)计)和33.8~76.1 L · d^-1的范围内剧烈波动，显示系统处于驯化期.32~175 d，两者分别稳定在(0.48±0.05)L · g^-1和(64.2±6.0)L · d^-1，但100 d左右两者均出现一个低峰期，对应FAN浓度为200 mg · L ^-1；且以该低谷为界，产气量和甲烷产率均呈现前期波动平缓，后期波动剧烈的现象.随后，在176~185 d两者几乎都线性下降至0.26 L · g^-1和44.95 L · d^-1，但186~219 d出现回升且达到平台期，甲烷产率和产气量分别稳定在(0.25±0.02)L · g^-1和(53.85±1.96)L · d^-1.220 d后两者再次出现线性下降，至试验结束时，分别为0.15 L · g^-1和37.83 L · d^-1.

图3(Fig.3)

图3 试验过程中产气量、VS去除率和甲烷产率的变化曲线 Fig.3 Evolution of gas production，rVS and methane yield during the experiment

图 4为VFA和VFA/TA在试验过程中的变化情况.初期VFA和VFA/TA均持续上升，40 d后达到稳定，40~150 d内两者分别为(2000±245)mg · L^-1和0.16±0.02.然而，与产气量和甲烷产率对应，100 d左右VFA和VFA/TA也出现了一个短暂的峰值，分别达2960 mg · L^-1和0.32.与FAN变化趋势一致，150 d后VFA和VFA/TA持续上升，175 d后上升趋势更为显著，至183 d VFA达到最大值5622 mg · L^-1，同期VFA/TA达0.39.此后，VFA在波动中下降，至210 d后稳定在(3798±156)mg · L^-1；而VFA/TA在184~194 d之间出现一个低峰，最低值降至0.22，随后又持续上升至试验末期的0.44.

图4(Fig.4)

图4 试验过程中VFA和VFA/TA的变化曲线图 Fig.4 Evolution of VFA and VFA/TA during the experiment

图 5为试验第38、99和221 d的小时产气曲线和日累积产气曲线.从图 5中可知，试验第38 d，24 h产气速率曲线前期有短暂的平台，日累计产气曲线则后期呈现平台，总体产气速率呈现显著的前期快、后期慢的特征.99 d产气速率曲线的初期平台期延长，且小时产气量较38 d时更低，末期小时产气量较38 d时更高，总产气量略低于38 d时的产气量.运行到221 d，产气速率曲线和累积产气曲线都趋近于一条直线，总产气量大幅降低.3个时期的产气曲线结合来看，表现为前期产气速率越来越慢，且小时产气量越来越接近.

图5(Fig.5)

图5 不同运行时期的日产气速率曲线(a)和累积产气曲线(b) Fig.5 Daily gas production rate(a) and cumulative biogas production(b)at different dates

含氮有机物进入厌氧消化系统后，被水解酸化产生有机酸和TAN，TAN一部分以离子化的NH⁺₄的形式存在，一部分以分子态的NH₃而存在.少量NH₃会在系统产气过程中随生物气蒸发到气相而去除(Schievano et al.，2011; Zhang et al., 2013)；部分NH⁺₄会被微生物利用，同化成自身细胞物质.因此，根据质量守恒原则，有：

整个试验过程中，采用的底物一致，进出物料体积不变，r_VS恒定，因此，可认为[N]_in和[N]_undegraded恒定.[N]_gas符合亨利定律，与液相中的FAN有关，FAN越大，[N]_gas越大；[N]_biomass与系统中的微生物有关，微生物数量多且活性好时[N]_biomass大.试验初期系统处于驯化阶段，微生物活性未恢复，固相截留的TAN少，且系统中FAN低，因此，气相损失的FAN也少；后期运行稳定，FAN逐渐升高，气、固相氮含量均增加，因此，液相中TAN的积累总体上呈现先快后慢的趋势，Pitk等(2013)也观察到了相同的现象.此外，反应器内的TAN并不会无限地积累.Dai等(2013)讨论盐分在系统中的积累规律时指出，长期运行的系统中，盐分的含量应该符合公式(4).

因存在有机氮可能未完全降解及FAN通过气相去除的现象，厌氧消化系统内TAN的积累无法通过简单的公式测算到精确数值，但却能确定最终会达到相对稳定.与本试验结果一致，Serna-Maza等(2014)开展的餐厨垃圾厌氧消化系统连续运行了300余天，也观察到了TAN积累到一定程度后保持稳定的现象.

此外，TAN在积累过程中出现了3次浓度下降的现象.Tampio等(2014)在餐厨垃圾厌氧消化系统中观察到TAN下降时，把原因归结为反应器内生物量的增多；而张存胜(2013)更着重强调气相去除的影响，他们认为pH变化会改变FAN和NH⁺₄之间的平衡，影响FAN释放到生物气中，从而引起TAN变化.本研究中，气相脱氮及生物固氮均与TAN变化息息相关.TAN积累到125 d时，出现突降. FAN持续积累，随之蒸发到气相中的NH₃逐渐增加，这可能是引起系统中TAN下降的原因之一.然而逐渐积累的FAN却不足以造成TAN的突降，该突变还可能与微生物群落结构演替导致的生物固氮增多有关.然而，遗憾的是本实验并没有监测TAN积累过程中微生物群落结构的变化以证实该推论.

TAN低峰一直持续到FAN积累到200 mg · L^-1.前期研究中，FAN对系统的抑制阈值在80~600 mg · L^-1均有报道(Weil and ，2010; Rajagopal et al., 2013)，而FAN大于200 mg · L^-1时后TAN回升，说明200 mg · L ^-1可能是部分微生物活性抑制阈值，FAN大于200 mg · L^-1减少了微生物消耗的TAN.此时，尽管有抑制，却并不强烈，没引起pH下降，因此，TAN的回升促进了FAN的进一步积累.FAN的积累一方面加剧了对系统生物活性的抑制，减少了微生物的固氮作用，另一方面又促进了气相中FAN的去除，这种矛盾的作用引发了第2次小幅度的TAN低谷.此时，FAN积累至300 mg · L^-1，对系统产生了强烈抑制甚至毒性，引发了pH下降.FAN随pH下降而下降，至100 mg · L^-1左右时部分生物活性恢复，因此，系统出现第3次TAN低峰.泡沫的出现导致系统内污泥密度从种泥中的1.06 g · mL^-1下降到0.87 g · mL^-1，目测污泥中包裹了大量气泡无法溢出，可能与污泥粘度增大相关.过去很多研究报道过厌氧消化系统中泡沫的出现，有研究者认为出现泡沫是系统超负荷的体现(Ganidi et al., 2011；Zhang et al., 2013)，也有认为LCFA引起系统失稳才导致泡沫产生(Pitk et al., 2013)，本研究中的泡沫似乎是氨抑制引起，也有学者在在氨抑制系统内观察到同样现象(Lucie et al., 2010).此外，Lucie 等(2010)在德国选定10家沼气厂进行调研，发现泡沫是引起反应器失稳的主要原因，然而截至目前，依然没有研究者系统地揭示出泡沫的产生原因和机理.

TAN对系统的抑制原因有两类，离子化氨可以直接抑制甲烷生产酶的合成，而氨分子可以被动扩散进入细胞引起质子不平衡和钾缺乏.一般认为后者是引起系统失稳的主要因素，因此，FAN通常比TAN更受关注.本研究中预警指标或性能参数的响应也多与FAN相关，进一步验证了此观点.VS去除率、甲烷产率和甲烷含量是评价厌氧消化系统效率的性能参数，一般三者数值稳定时，可表征系统运行稳定，而某一参数出现剧烈波动时，则预示系统失稳.VFA和VFA/TA则是常用的预警指标，一般认为VFA<3000 mg · L^-1且VFA/TA在0.10~0.35间则系统运行稳定(Li et al.，2014).

本试验中VS去除率与FAN含量无关，一直稳定在较高水平.其余指标的初期波动，可能是系统闲置太久，重新启动需要一定的驯化期造成.100 d左右，FAN首次超过200 mg · L^-1，此时VFA和VFA/TA出现高峰，但均未超过阈值，指示系统稳定；然而产气量和甲烷产率却出现下降，系统效率降低.随后，100~150 d之间，FAN为(180±15)mg · L^-1，VFA和VFA/TA回降至稳定水平，指示系统稳定，但日产气量和甲烷产率的波动却比前期大得多，再次显示系统效率受到影响.可见，FAN大于150 mg · L^-1就会引起系统效率下降，但预警指标却不能很好地指示系统失稳.这与Duan等(2012)的研究是一致的，她们认为在氨抑制的系统内，酸碱指标不能作为预警参数指示系统稳定性.而随着FAN从200 mg · L^-1上升到300 mg · L^-1，VFA和VFA/TA随之上升，虽然VFA/TA一直小于阈值，但VFA在162 d预警并持续上升，于此同时，甲烷产率和产气量线性下降.可见，FAN大于200 mg · L^-1后，对系统的抑制作用加剧，大于300 mg · L ^-1时更产生强烈抑制，不仅降低了系统效率，甚至导致系统出现失稳风险.然而，系统并没有持续恶化，除VFA/TA外，各指标均在波动中达到平台期，显示系统稳定，但此时甲烷产率只有稳定期的52%，呈现出典型的稳态型抑制现象.稳态型抑制由FAN、VFA和pH三者之间的交互作用引起，FAN增加引起产甲烷菌抑制，导致VFA积累，随即引发pH下降，而pH降低则会减少FAN，缓解抑制；抑制缓解后产甲烷菌消耗掉积累的VFA，会引起pH上升，随即又导致FAN增加，如此循环往复.“运行稳定、效率低下”是稳态型抑制的典型特征.稳态型抑制期，系统中的FAN浓度仅(136±27)mg · L^-1，小于稳定运行期的FAN浓度，可见，与Kim等(2011)所言的驯化作用不同，本研究的长期运行过程中，污泥似乎并没有被驯化而提高对FAN的耐受能力.这可能与种泥来源有关，不同来源的种泥中所含的优势菌群不同，因而对氨抑制的响应也各不相同.

24 h产气曲线常用于表征反应器的产气动力学.根据前述分析，系统运行的第38、99和221 d分别处于稳定运行期、抑制初期和失稳期.稳定运行阶段，进料初期产气速率很快，这与餐厨垃圾中可溶性及易降解有机物含量丰富有关，底物进入系统后迅速被降解为VFA，进而产甲烷，不会有停滞期；而随着有机物逐渐被消耗，产气速率下降.该类曲线证明系统完全能承受当前负荷且留有余地，不会出现有机物积累的现象.99 d时TAN已对系统性能产生抑制，表现在产气动力学上，与稳定期相比，其初期产气速率下降，后期速率上升.可能是因为TAN抑制了部分产甲烷菌的活性，导致中间产物消耗不及时引起的.Lü等(2013)的研究也发现高TAN会使批次试验的停滞期延长，且会减慢反应速率，延长停留时间，降低产气量.221 d时系统已进入失稳期，并产生泡沫，底物的投加并没有增大产气速率，甚至略微降低了产气率，可见系统此时已无法承受多余负荷.累计产气量远小于前两个时期可能存在两个原因：一是氨抑制降低了产气速率，导致同样的时间内，累积产气量下降；二是大量气体包裹在污泥中，无法从液相溢出到气相，表现为系统中出现大量泡沫.

本试验以餐厨垃圾为厌氧消化反应器的进料，对中温厌氧消化污泥的累积及其抑制作用进行研究，得出以下结论.

1)TAN在系统中的积累呈现先快后慢趋势，且不会出现持续积累，而是积累到一定程度后会保持稳定.

2)TAN积累过程中出现的反常“低谷区”与生物量增加或游离氨蒸发到气相中去除有关.

3)FAN是氨抑制系统中起主要作用的因素.FAN大于150 mg · L^-1时就会影响到系统效率，大于200 mg · L^-1时会影响系统稳定性，大于300 mg · L^-1后会产生强烈抑制，引发稳态型抑制，甚至导致系统出现泡沫.

4)氨抑制还会影响系统产气动力学，降低产气速率，减少产气量.因此，寻找合理的措施消除氨抑制对保障系统稳定运行具有重要意义.