1 引言

　　隨著社會(huì)和經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，環(huán)境保護(hù)和可持續(xù)發(fā)展的觀念日益深入人心，人民對(duì)環(huán)境的需求也逐漸提高.城市污泥和垃圾作為兩類主要的城市固體廢棄物，對(duì)其污染控制成為環(huán)保領(lǐng)域的重要方向.一方面，伴隨我國城鎮(zhèn)污水處理的快速發(fā)展，污水廠污泥產(chǎn)量日益增多，截至2012年底，全國市、縣累計(jì)建成城鎮(zhèn)污水處理廠共3340座，每日產(chǎn)生污泥6.39萬t(以含水率80%計(jì))，其中70%的污泥都僅僅是脫水后外運(yùn)、

　　簡(jiǎn)單的填埋或堆放.污泥厭氧消化可利用污泥中的有機(jī)質(zhì)，將其轉(zhuǎn)化為甲烷氣，降低污泥含水率，改善脫水性，實(shí)現(xiàn)污泥的穩(wěn)定化.雖然污泥厭氧消化是污泥資源化處理、利用的重要手段，但目前國內(nèi)采用污泥厭氧消化的城鎮(zhèn)污水廠并不普遍.以重慶為例，目前重慶主城區(qū)建成的城市污水處理廠共18座，但僅有2座采用了污泥厭氧消化設(shè)備.重慶主城區(qū)污泥具有含砂量大、熱值低(一般介于25%~45%)、C/N比低(介于6~16之間，不滿足消化時(shí)最佳C/N比20~30的要求)的特點(diǎn)，厭氧消化效率、甲烷氣產(chǎn)量低.如何提高污泥的厭氧消化效率，強(qiáng)化低熱值污泥產(chǎn)生，逐漸成為厭氧消化領(lǐng)域的研究熱點(diǎn).

　　另一方面，隨著人們生活水平的提高和城鎮(zhèn)化發(fā)展的加快，生活垃圾產(chǎn)量也大量增加，據(jù)2012年中國統(tǒng)計(jì)年鑒，我國城市生活垃圾清運(yùn)量約為16395.3萬t，其中餐廚垃圾不低于6000萬t.填埋處理法是目前垃圾處理的主要方式.但垃圾填埋處理過程中會(huì)產(chǎn)生高濃度滲濾液，其水質(zhì)水量波動(dòng)大、成份復(fù)雜，有毒有害物質(zhì)含量高，處理困難.目前國內(nèi)滲濾液處理方法主要有生物處理(厭氧、好氧等)、物化處理(膜法、吸附、過濾等)和化學(xué)方法(絮凝、化學(xué)氧化、吹脫等)等，其中將垃圾滲濾液與城市污水合并處理最為常見.

　　以重慶主城為例，目前重慶主城區(qū)年生活垃圾產(chǎn)量為140萬t，其中近1/4來自餐廚垃圾，由于餐廚垃圾中含有大量的碳水化合物、油脂、脂肪和糖類等有機(jī)物，營養(yǎng)豐富，若能有效利用垃圾滲濾液中的有機(jī)物，可望豐富低熱值污泥中的營養(yǎng)成分，彌補(bǔ)污泥熱值低、C/N低的不足，稀釋有毒物質(zhì)對(duì)微生物的毒害作用，最終促進(jìn)厭氧消化氣產(chǎn)生.前人的研究結(jié)果表明，污泥與城市有機(jī)固體垃圾相混合進(jìn)行厭氧消化，消化產(chǎn)氣中的甲烷濃度可增加60%以上，瑞典的一項(xiàng)研究也表明，將豬糞、屠宰場(chǎng)廢物、蔬菜廢物等與城市污泥混合厭氧消化，雖然在高有機(jī)負(fù)荷率下會(huì)促使系統(tǒng)中氨濃度升高，影響厭氧污泥酸化階段的進(jìn)行，但最終實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明這種共消化方式能夠促進(jìn)厭氧消化產(chǎn)氣，提高甲烷產(chǎn)氣量.除此之外，近年來國外已有很多學(xué)者研究了將秸稈、蛋糕廠廢棄物、造紙廠廢棄物、咖啡生產(chǎn)廢渣、屠宰廠的含油廢渣等有機(jī)物與城市污水廠污泥混合聯(lián)合消化，可明顯促進(jìn)消化氣的產(chǎn)生，Bailey和Muller向厭氧消化池內(nèi)添加10%~30%的油脂廢水，發(fā)現(xiàn)消化池沼氣產(chǎn)量增加了30%~80%.Montusiewicz將填埋期為5~10年的垃圾滲濾液添加入城市污泥中共同消化，發(fā)現(xiàn)當(dāng)滲濾液的投加量適合時(shí)，甲烷產(chǎn)量明顯增加.Hombach嘗試了將COD為20400 mg · L-1的垃圾滲濾液添加入污泥中厭氧消化，發(fā)現(xiàn)在較低滲濾液投配情況下(<20%)可提高厭氧消化的產(chǎn)氣量.但上述研究主要基于混合厭氧消化強(qiáng)化產(chǎn)氣展開，對(duì)不同成分垃圾滲濾液的性質(zhì)對(duì)比及產(chǎn)氣效率對(duì)強(qiáng)化產(chǎn)氣能力方面的研究方面較為缺乏.在實(shí)際生活中，餐廚垃圾往往分為生垃圾和熟垃圾兩種，兩種垃圾的成分不同，堆肥過程中所產(chǎn)滲濾液性質(zhì)與濃度各不相同，對(duì)共消化所產(chǎn)生的影響如何，尚不得而知.

　　基于以上分析，本實(shí)驗(yàn)擬開展針對(duì)城市污水廠污泥和餐廚垃圾滲濾液聯(lián)合厭氧消化產(chǎn)氣的研究，選擇了餐廚垃圾中常用的生垃圾和熟垃圾開展試驗(yàn)研究，首先對(duì)比分析了生、熟垃圾堆肥所產(chǎn)滲濾液性質(zhì)隨堆肥時(shí)間的動(dòng)態(tài)變化，而后著重對(duì)比考察了添加生、熟垃圾滲濾液后厭氧污泥的消化產(chǎn)氣量，分析了厭氧污泥的性質(zhì)變化，以期為污泥資源化和餐廚垃圾滲濾液的處理提供新參考.

　　2 材料與方法

　　2.1 實(shí)驗(yàn)材料

　　污泥取自重慶大渡口污水處理廠的CASS池的排泥，其基本理化性質(zhì)如表 1所示.接種污泥取自重慶雞冠石污水處理廠厭氧消化池.

　　表1 污泥的性質(zhì)

　　表2 滲濾液的理化性質(zhì)

　　餐廚垃圾滲濾液通過餐廚垃圾好氧堆肥獲得，選擇餐廚生垃圾與熟垃圾進(jìn)行滲濾液性質(zhì)對(duì)比，以明確不同種類的餐廚垃圾堆肥所產(chǎn)的滲濾液性質(zhì)對(duì)厭氧消化產(chǎn)氣的影響.生垃圾(以蔬菜菜葉、根莖為主)、熟垃圾(剩菜、米面、動(dòng)植物油脂等，約70%為剩飯、米面等，約20%為剩菜、肉骨等，其余為動(dòng)植物油、水分等)均取自重慶大學(xué)某學(xué)生食堂.好氧堆肥的方法參見文獻(xiàn).

　　由表 1可知，對(duì)象污泥的C/N較低，VS/TS低，表明污泥熱值低，C/N不適宜厭氧消化(20~30為較適宜的厭氧消化C/N比范圍).

　　2.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)備及方法

　　本實(shí)驗(yàn)反應(yīng)器采用比產(chǎn)甲烷活性測(cè)試系統(tǒng)(AMPTSⅡ，該監(jiān)測(cè)系統(tǒng)為瑞典碧普公司生產(chǎn)，系統(tǒng)包括：水浴加熱單元、15個(gè)獨(dú)立的厭氧消化瓶(內(nèi)置攪拌裝置)、氣體吸收單元(吸收CO2等)、濕式氣體計(jì)量單元(計(jì)量甲烷氣體體積))，其原理簡(jiǎn)圖如圖 1所示.

　　圖 1 產(chǎn)甲烷勢(shì)測(cè)試系統(tǒng)(a: 厭氧消化反應(yīng)瓶;b: 堿液吸收瓶;c: 氣體計(jì)量系統(tǒng);d: 數(shù)據(jù)采集)

　　實(shí)驗(yàn)時(shí)，將基質(zhì)與接種污泥混合后裝入反應(yīng)瓶(總體積640 mL，工作體積420 mL)，順序連接各反應(yīng)瓶并將其置入水浴鍋，設(shè)置恒溫為35.0±0.5 ℃，為保證反應(yīng)瓶內(nèi)為厭氧環(huán)境，先向各反應(yīng)瓶充氮?dú)? min.實(shí)驗(yàn)采用機(jī)械攪拌，轉(zhuǎn)速設(shè)定為50 r · min-1.測(cè)試過程中，先通過堿液吸收系統(tǒng)來去除消化瓶內(nèi)所產(chǎn)生的沼氣中的酸性氣體(H2S、CO2等)后，余下的甲烷氣體通過濕式氣體流量計(jì)計(jì)量，最后連接計(jì)算機(jī)獲取實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù).為便于分析，將污泥+生垃圾滲濾液的運(yùn)行組稱為R1組，污泥+熟垃圾滲濾液的運(yùn)行組稱為R2組，僅污泥單獨(dú)厭氧消化的對(duì)照組稱為R3組(參照樣).

　　2.3 分析方法

　　pH值采用pH計(jì)直接測(cè)定;COD采用重鉻酸鉀法測(cè)定;TN采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測(cè)定，VS、TS、堿度、VFA 測(cè)試根據(jù)城市污水處理廠污泥檢驗(yàn)方法(GJ/T 221—2005)測(cè)定.

　　3 結(jié)果

　　3.1 垃圾滲濾液的性質(zhì)

　　生垃圾成分以果蔬根莖為主，熟垃圾成分以飯菜、油脂為主，兩者所產(chǎn)的滲濾液的性質(zhì)迥異，且滲濾液性質(zhì)也與垃圾堆肥時(shí)間有關(guān)，堆肥初期，滲濾液大量產(chǎn)生，有機(jī)物大量的由垃圾轉(zhuǎn)移至滲濾液中，到堆肥的中后期，滲濾液體積減少，營養(yǎng)物被大量利用，滲濾液中有機(jī)物的濃度與性質(zhì)均發(fā)生了巨大的變化.為了明確兩種餐廚垃圾滲濾液對(duì)污泥厭氧消化的影響，首先需要了解不同堆肥時(shí)間所產(chǎn)生的垃圾滲濾液的特性，選擇最佳堆肥時(shí)間產(chǎn)生的滲濾液添加入?yún)捬跸勰嘀羞M(jìn)行聯(lián)合消化，研究二者對(duì)消化產(chǎn)氣的影響，為篩選合適的滲濾液種類和堆肥時(shí)間提供依據(jù)，從而強(qiáng)化共消化的效率.

　　由圖 2可知，隨著堆肥的進(jìn)行，垃圾滲濾液中的TN、TCOD的濃度基本呈先上升后下降的變化趨勢(shì).隨著堆肥初期有機(jī)物的降解，復(fù)雜的有機(jī)物迅速分解成蛋白質(zhì)、氨基酸等有機(jī)物，使得TN濃度增加(圖 2a)，之后垃圾內(nèi)含氮固體有機(jī)物的含量逐漸減少，有機(jī)物的難降解程度增大，局部的堿度積累使得產(chǎn)生的氨氣在通風(fēng)作用下而揮發(fā)，使垃圾滲濾液中的TN有所降低.生、熟垃圾滲濾液的TN含量分別在第17天、21天達(dá)到最大值，且TN的最大值分別為889.5、1526.8 mg · L-1.

　　圖 2 不同垃圾堆肥所得滲濾液中TN(a)、TCOD(b)的變化

　　滲濾液中的COD則反映了滲濾液中有機(jī)物的含量.由圖 2b可知，堆肥初始生、熟垃圾滲濾液中TCOD分別為7.6×103 mg · L-1、1.3×105 mg · L-1，伴隨堆料的分解，固相有機(jī)物在微生物分泌的各種胞外酶的作用下被分解為簡(jiǎn)單有機(jī)物，促使?jié)B濾液中COD濃度上升，生、熟垃圾滲濾液TCOD的最大值分別出現(xiàn)在第21天、第26天，最大值分別為1.5×104 mg · L-1、3.85×105 mg · L-1，隨后微生物對(duì)有機(jī)物的利用速率增大，TCOD含量迅速下降，直到實(shí)驗(yàn)結(jié)束，生、熟垃圾滲濾液的TCOD分別為9.1×104 mg · L-1、8.02×104 mg · L-1，TCOD去除率分別達(dá)44.3%、79.2%.

　　通過對(duì)滲濾液的性質(zhì)的持續(xù)監(jiān)測(cè)發(fā)現(xiàn)，在經(jīng)過20 d的堆肥處理后，垃圾滲濾液中的C/N比有明顯提高，分別為：生垃圾為14.7~19.0，熟垃圾為217~290，因此選擇堆肥時(shí)間為21 d的垃圾滲濾液作為厭氧聯(lián)合消化的滲濾液添加物，以提升污泥的C/N比，形成有利于厭氧消化的營養(yǎng)環(huán)境.實(shí)驗(yàn)選用污泥/滲濾液混合比為20 ∶ 1，此時(shí)混合污泥的C/N比分別為7.1(添加生垃圾滲濾液)和17(添加熟垃圾滲濾液).

　　3.2 聯(lián)合厭氧消化中甲烷氣產(chǎn)量

　　首先采用甲烷勢(shì)自動(dòng)測(cè)試系統(tǒng)對(duì)反應(yīng)器內(nèi)混合污泥的甲烷產(chǎn)量和比產(chǎn)甲烷活性進(jìn)行了測(cè)試，甲烷累積產(chǎn)量見圖 3.

　　圖 3 甲烷累積產(chǎn)量和產(chǎn)甲烷速率隨時(shí)間變化

　　由圖 3可見，垃圾滲濾液的添加對(duì)甲烷產(chǎn)量有明顯的影響，各瓶甲烷累計(jì)產(chǎn)量及產(chǎn)甲烷速率、產(chǎn)甲烷潛力基本符合：R2>R1>R3，R1、R2、R3累積產(chǎn)甲烷量分別在第20、33、16天趨于穩(wěn)定，其中R1實(shí)際甲烷累積產(chǎn)量為542.3 mL，R2為2102.2 mL，R3為460.3 mL.由圖 3b可知，隨消化時(shí)間的增長，R1、R3的產(chǎn)甲烷速率逐漸下降，分別由最初的57.5 mL · d-1、52.3 mL · d-1降低到3 mL · d-1左右;R2的產(chǎn)甲烷速率是先上升到最大值123.7 mL · d-1后，逐漸下降，最終穩(wěn)定在3 mL · d-1左右.經(jīng)過計(jì)算，R1、R2、R3的標(biāo)準(zhǔn)狀況下的甲烷單位產(chǎn)量分別為：675.8、971、261 L · kg-1(以VS計(jì))，可見添加熟垃圾滲濾液的污泥的產(chǎn)甲烷潛力和累積產(chǎn)甲烷量均高于添加生垃圾滲濾液的情況，其中R2的累積甲烷產(chǎn)量是R1的4倍，是R3的4.6倍;而R1的甲烷累積產(chǎn)量是R3的1.2倍.實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，反應(yīng)器的甲烷產(chǎn)量、產(chǎn)甲烷速率與厭氧污泥的比產(chǎn)甲烷活性密切相關(guān)，向已有的污泥厭氧消化瓶內(nèi)添加適當(dāng)?shù)睦鴿B濾液可以促進(jìn)厭氧消化產(chǎn)氣，提高產(chǎn)氣量，并在一定程度上調(diào)節(jié)混合液的C/N比和污泥的生化水解性能，且添加熟垃圾滲濾液比生垃圾滲濾液更能促進(jìn)厭氧消化產(chǎn)氣.

　　3.3 pH與揮發(fā)性脂肪酸(VFA)濃度變化

　　實(shí)驗(yàn)過程中pH和VFA濃度變化見圖 4.一般認(rèn)為在污泥厭氧消化時(shí)，產(chǎn)酸菌適宜pH為6.5~7.5之間，產(chǎn)甲烷菌的適宜pH值為6.8~7.2，由圖 4b可知，實(shí)驗(yàn)初期的水解酸化階段，有機(jī)物經(jīng)水解酸化菌作用生成VFA，導(dǎo)致反應(yīng)初期R1、R3組pH下降，VFA濃度有一定的累積，隨著pH緩沖體系的形成，R1和R2組的pH值分別在第18、22天趨于穩(wěn)定，R1組pH在6.9~7.8間變動(dòng)，平均值為7.4，R2組的pH值在6.7~7.4之間，平均值為7.2，由于熟垃圾滲濾液呈酸性(pH為3.8)，使得R2組的初始pH較低，導(dǎo)致在共消化反應(yīng)初期，R2組pH上升速率較快，這同R2的產(chǎn)甲烷速率的變化相一致，受反應(yīng)初期R2內(nèi)pH較低的影響，產(chǎn)甲烷菌的活性受到抑制，故R2的產(chǎn)甲烷速率先上升，之后系統(tǒng)內(nèi)pH穩(wěn)定在7.2左右，且伴隨著污泥的逐漸水解酸化，產(chǎn)甲烷速率逐漸減低.對(duì)照組R3的pH在6.7～7.2之間變動(dòng)，平均值為6.9，3組反應(yīng)器內(nèi)pH基本能滿足產(chǎn)酸菌和產(chǎn)甲烷菌的生長環(huán)境條件，然而R3后期已經(jīng)開始有酸化趨勢(shì).

　　圖 4 運(yùn)行期間VFA濃度(a)和pH(b)變化

　　在污泥厭氧消化期間，VFA濃度能夠一定程度上反映出產(chǎn)甲烷菌的活性，過高或過低都不利于消化產(chǎn)氣的進(jìn)行，通常當(dāng)VFA濃度達(dá)到6000 mg · L-1時(shí)，就會(huì)對(duì)產(chǎn)甲烷過程產(chǎn)生明顯的抑制作用.由圖 4a可見，各消化瓶的VFA濃度基本呈現(xiàn)先上升后下降并逐漸趨于穩(wěn)定的趨勢(shì)，變化范圍為104~8519 mg · L-1.本實(shí)驗(yàn)中，R1、R2消化瓶的VFA濃度分別在第9、13天左右達(dá)到峰值，對(duì)照組R3在第8天VFA值達(dá)到8519 mg · L-1，開始出現(xiàn)酸化現(xiàn)象，消化瓶內(nèi)的產(chǎn)甲烷菌活性受到抑制.各消化瓶在厭氧消化過程中VFA濃度范圍分別為104~5223 mg · L-1(R1)、138~1989 mg · L-1(R2)、731~8519 mg · L-1(R3).在消化瓶內(nèi)VFA濃度達(dá)到峰值后，隨著甲烷化過程的開始，各消化瓶的VFA濃度顯著降低，直至趨于平衡，此時(shí)產(chǎn)甲烷反應(yīng)和產(chǎn)酸反應(yīng)達(dá)到平衡，R1、R2反應(yīng)器在運(yùn)行期間未出現(xiàn)酸化現(xiàn)象.

　　3.4 堿度及VS/TS的變化

　　厭氧消化過程中，堿度(以CaCO3計(jì))主要來源于產(chǎn)酸產(chǎn)甲烷過程中產(chǎn)生的CO2、HS-、NH3和碳酸氫鹽.運(yùn)行穩(wěn)定的反應(yīng)系統(tǒng)堿度通常維持在1000~5000 mg · L-1.由圖 5(a)可知，R1、R2的堿度在整個(gè)厭氧消化過程中濃度逐步上升，均在第28天之后穩(wěn)定在2850 mg · L-1上下浮動(dòng)，兩組的堿度變化范圍均在1566~3090 mg · L-1，說明這兩個(gè)反應(yīng)系統(tǒng)均較穩(wěn)定;且總體來說，R1的VFA值普遍高于R2. 3組的堿度濃度大小為，R2>R1>R3;VS/TS的大小順序?yàn)椋琑2>R1>R3，且R1、R2、R3的VFA/堿度的比值分別為1.7、0.34、4.82.R1、R3的VFA濃度過高，一定程度上抑制了產(chǎn)甲烷菌的活性，故二者甲烷產(chǎn)量低于R2.由圖 5b可知，VS/TS變化呈現(xiàn)先下降后趨于穩(wěn)定的趨勢(shì)，R1、R2的VS/TS初始值分別為0.25、0.30，VS/TS去除率分別為15.3%、26.3%、14.6%，其中R2組的VS/TS去除率是R1組去除率的1.7倍.

　　圖 5 堿度和VS/TS的變化

　　3.5 污泥上清液COD的變化

　　由圖 6可見，在污泥厭氧消化過程中，隨著酸化和產(chǎn)乙酸階段的進(jìn)行，液相有機(jī)物被大量消耗，使得SCOD濃度降低，而產(chǎn)甲烷階段則進(jìn)一步降低了SCOD的值，因此R1、R2兩組混合污泥上清液中的COD均呈現(xiàn)先急速下降后趨于穩(wěn)定的趨勢(shì)，而污泥對(duì)照組SCOD的變化呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì)，其中R3的SCOD在第8天達(dá)到最大值，為408.3 mg · L-1，此后SCOD緩慢下降;R1、R2兩組的SCOD分別在第13、18天之后趨于平穩(wěn)，三組的SCOD基本穩(wěn)定在116.7~408 mg · L-1，表明向已有的厭氧污泥反應(yīng)器內(nèi)添加垃圾滲濾液，不會(huì)影響該厭氧污泥消化液的COD的值，直至反應(yīng)結(jié)束，三組的SCOD分別為286、408、182 mg · L-1.R1、R2、R3的SCOD去除率分別為92.79%、92.95%、49.31%.具體參見 污水處理技術(shù)資料或污水技術(shù)資料更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 6 反應(yīng)器中SCOD濃度的變化

　　4 結(jié)論

　　1)餐廚生、熟垃圾滲濾液的TN、TCOD值隨堆肥時(shí)間呈先上升后下降的趨勢(shì)，生、熟垃圾滲濾液的COD均值分別為1.1×104mg · L-1、1.9×105mg · L-1，C/N比分別為19、229.2.熟垃圾滲濾液較生垃圾滲濾液營養(yǎng)成份更豐富，更能滿足污泥消化對(duì)營養(yǎng)物及C/N比的要求.

　　2)添加垃圾滲濾液顯著提升了甲烷氣的產(chǎn)生，添加生、熟垃圾滲濾液的累計(jì)甲烷產(chǎn)量分別是未添加滲濾液污泥消化產(chǎn)氣量的1.2和4.6倍，甲烷單位產(chǎn)量分別為675.8和971 L · kg-1.

　　3)污泥與垃圾滲濾液共消化促進(jìn)了VS/TS的去除，添加生、熟垃圾滲濾液的VS/TS去除率分別為15.3%、26.3%、14.6%，是污泥單獨(dú)厭氧消化的1.1倍、1.8倍.

　　4)通過共消化，污泥和垃圾滲濾液均得到了處理，污泥的穩(wěn)定性增強(qiáng)，厭氧污泥的消化產(chǎn)氣量得到提升，且污泥上清液的COD值也并未因垃圾滲濾液的添加而發(fā)生大的波動(dòng)變化，至反應(yīng)結(jié)束，3組的SCOD分別基本穩(wěn)定在286、408、182 mg · L-1.