耿晓丽，张文阳，张 杰，赖夏颉，蒋琼华

(1.西南交通大学地球科学与环境工程学院，成都 610031;2.重庆市彭水县环保局，重庆 409600)

垃圾焚烧技术相对于目前广泛应用的填埋处理方式具有占地面积小、减容减量大、处理快等显著优点［1］，逐渐在各大中型城市发展起来。由于我国城市生活垃圾中厨余物多、含水量高、热值较低，一般将新鲜垃圾在储坑中堆贮3～5 d达到沥出水分、提高热值的目的后，再进行焚烧处理。国内焚烧厂产生的渗滤液量较大，占垃圾处理量的5% ～28%［2］。

一般来说，垃圾焚烧发电厂渗滤液可生化性较好，所测得的CODCr值的范围为40000～80000 mg/L，氨氮为1000 ～2000 mg/L，pH 值为 5.0～6.5，SS为1000 ～5000 mg/L［3，4］，其 BOD/COD 值在0.6 以上，属较易生物降解的高浓度有机废水。且由于垃圾在焚烧厂垃圾储坑内停留时间一般小于一周，因此垃圾中有机物在水解酸化细菌作用下分解成的脂肪酸还未进一步降解，适合于直接进行生化处理［5］。宋灿辉等［6］认为生活垃圾焚烧厂渗滤液成分复杂，含有高浓度有机物和盐分，如果直接回喷至焚烧炉处理，产生的成本折合成燃料计算成本将高达122元/m3，相比之下，将垃圾渗滤液集中进行生化处理是一种经济有效的解决办法。目前，大多数学者对焚烧厂渗滤液处理工艺的研究思路是先进行厌氧处理，再进行物化等后处理。何品晶等［3］对上海市某大型生活垃圾焚烧厂垃圾储坑渗滤液历时6个月常规污染物监测，结果显示渗滤液中有机物以约占有机物总量23%的非溶解性和超过溶解性有机物总量80%的分子量＜4 ku的溶解性有机物为主，有机污染物含量甚高，厌氧生物处理效果可能优于好氧处理。而在发达国家及地区，由于实行城市生活垃圾分类收集，多数研究集中于填埋产生的渗滤液。Speece［7］指出由于厌氧微生物要求高的营养水平，因此底物中COD浓度至少为1000 mg/L时，厌氧消化才会有效。Bilgili等［8］将COD浓度分别为 80000 mg/L和 100000 mg/L、VFA浓度为60000 mg/L的填埋场渗滤液通过不回流与回流方式进行厌氧消化反应，分别经过350 d和450 d后，COD浓度降至5000 mg/L以下、VFA浓度降至1000 mg/L以下，且厌氧条件下COD及VFA降解程度均高于相同条件下好氧消化反应结果。

但是，垃圾焚烧厂渗滤液中，含有一定的腐殖类大分子物质，芳香族化合物以及中等分子量的灰黄曲霉酸类物质，带有强烈的恶臭，呈黄褐色或灰褐色，对厌氧微生物产生抑制作用，其中腐殖类化合物被认为是不可生物降解的物质［9～13］。

此外，畜禽养殖粪便是目前农村的主要面源污染，严重威胁城乡环境质量。同时，畜禽粪便又是宝贵的可再生资源。将畜禽养殖废物与城市生物质垃圾混合厌氧消化一直是研究可再生能源的发展方向。Li等［14］利用牛粪、猪粪、玉米秸秆消化液和市政活性污泥四种不同接种物对玉米秸秆进行中温厌氧消化，发现厌氧消化过程中猪粪消化液是最好的接种物，且与其他接种物相比，经猪粪消化液接种的反应器具有较高的生物气以及甲烷产量。

本文以猪粪为接种物与焚烧发电厂渗滤液进行混合厌氧消化。通过逐渐提高渗滤液填料量，探讨消化系统可承受的最高渗滤液填料负荷，为进一步规模化处理焚烧厂渗滤液提供工艺参数依据。

1 实验材料与方法

1.1 实验材料和实验装置

本实验所用的渗滤液是取自成都市某焚烧发电厂渗滤液的新液，取回后置于密封桶内保存，待用。接种物猪粪取自宜宾市某生猪养殖场，为避免猪粪自身产气对反应造成影响，取回后将其倒入反应器，在中温 (35℃)条件下进行驯化，直至不产气时开始实验内容。实验原料参数见下表。

表 实验原料参数Tab.Parameters of the experimental materials

实验装置如图1所示，主要由1 L反应罐，300 mL集气瓶1、1 L广口集气瓶2，1 L塑料集水瓶组成，分别作为原料消化罐，生物气收集瓶，出水收集瓶。试验过程随时检查系统的气密性，以保证试验在严格厌氧环境中进行。反应罐放置于恒温水浴锅中，温度恒定为35℃。

图1 实验装置示意图Fig.1 Schematic diagram of the experimental reactor

1.2 实验方案

将500 mL猪粪装入1 L容量的反应罐内驯化，反应罐内不产气时，采用间歇式进料加入渗滤液，进料量从25 mL、体积负荷为5%开始，在系统能承受填料负荷，稳定运行前提下，以每25 mL(体积负荷为5%)为增加负荷段，逐步增加填料量，直到厌氧消化系统不堪负荷，结束试验。每隔2 d测定消化液的pH值、碱度、氨氮及挥发性脂肪酸等参数 (pH值维持在6.5～7.8之间，VFA浓度低于2000 mg/L)，以判定厌氧消化系统承受填料负荷的能力。实验进行了208 d，负荷进行到第7个。

1.3 实验方法

总固体 (TS):重量法 (CJ/T56-2004)［15］;挥发性固体物 (VS):重量法 (马弗炉600℃灼烧2 h)［16］;碱度:电位滴定法［17］;氨氮(NH3-N)、挥发性有机酸(VFA):蒸馏滴定法［16］;CODCr:重铬酸钾法(GB 11914-89);pH:玻璃电极法(pHS-25型精密pH计);产气量:排水法;气体成分:安捷伦 GC·7890A气象色谱仪。

2 实验结果分析

2.1 不同负荷条件下，累计产气量情况

不同负荷条件下的累计产气情况及水力停留时间见图2。由图2可看出:5%、10%、15%负荷条件下，水力停留时间均为3 d，累计产气量基本以1000 mL为梯度升高;20%、25%负荷条件下，根据厌氧消化系统的各参数值，水力停留时间延长，但累计产气量有所增加，并出现峰值;30%负荷开始，累计产气量降低，此时厌氧消化系统已被破坏 (从VFA过高，产气量过低可知);35%负荷时，累计产气量已落到很低水平。由于，所填物料焚烧厂渗滤液pH低、高COD、高VFA，因此将30%负荷150 mL的渗滤液填料至500 mL的消化液，对消化系统冲击很大。试验总累积产气量为88629 mL。

图2 不同负荷条件下，累计产气量情况及水力停留时间Fig.2 The cumulative biogas production and HRT under different loading conditions

2.2 pH、VFA的变化趋势分析

图3为不同负荷条件下，pH值及VFA浓度的变化情况。在整个反应持续的7个负荷、208天时间里，pH值基本保持在 7.4～7.8范围内。在5%、10%、15%前3个负荷，VFA浓度维持在800 mg/L以下，系统处于比较稳定的状态;到20%负荷时，VFA浓度达到2300 mg/L，为避免反应系统出现酸化延长该负荷段水力停留时间为10 d，VFA降至544 mg/L;而从25%负荷以后，每次填料，消化液的VFA浓度都会升高至2500 mg/L左右，延长停留时间，使VFA值降回1000 mg/L，以维持反应系统的水解酸化和甲烷化生物反应平衡;在30%负荷后，VFA升高到3500 mg/L，pH降至7.3，虽在该负荷段延长停留时间达9 d后恢复到1500 mg/L以内，但是，这已经超出厌氧反应正常运行的极限值，系统已遭到破坏，产气量及产甲烷情况严重受创。

图3 不同负荷条件下，pH值及VFA浓度的变化情况Fig.3 Variations of pH and VFA concentration under different loading conditions

2.3 氨氮变化趋势分析

氨氮是厌氧消化降解含氮有机物的产物之一，以氨态氮 (NH+4)和游离氨 (NH3)2种形式存在，高浓度氨氮对产甲烷菌有毒害作用，使系统pH上升并对甲烷菌的活性产生抑制。正常的厌氧发酵系统中，由于微生物脱氨作用，消化过程产生的CO2与液相中的NH+4形成了NH4HCO3缓冲体系，可在挥发性脂肪酸浓度适当时使发酵液保持在中性范围，能够使系统的酸碱度 (pH)有利于产甲烷细菌的生长和繁殖，并为微生物提供无机氮源。氨氮变化情况见图4:反应起始氨氮浓度较低，以5%、10%负荷加入渗滤液后，氨氮浓度逐渐升高至1264 mg/L。之后，通过渗滤液的水解酸化、甲烷化以及系统进出料实现动态平衡，氨氮浓度略有升高，但稳定在1200～1600 mg/L之间。一般来讲，垃圾渗滤液中氨氮含量高，在厌氧消化过程中，一些难降解有机物被水解酸化成易于生化的小分子化合物，氨氮含量随着苯胺类化合物等的分解会有一定程度的升高［18］。公认的铵离子抑制浓度为4000～5000 mg/L［19］，本试验氨氮浓度始终相对较低，未出现抑制作用。在后期，系统pH值有大的波动，氨氮浓度依然较稳定，系统仍具有较好的缓冲能力。对比VFA对pH的影响，VFA影响程度远超过氨氮的影响［20］。

图4 氨氮变化情况Fig.4 Variations of NH3-N concentration

2.4 产气量和甲烷含量变化趋势分析

厌氧消化过程中最主要的目的是尽可能获得产量多、质量高的沼气生物气。日产气量、甲烷含量及甲烷产率等参数是评价厌氧消化效率高低的重要指标。图5为不同体积负荷条件下，甲烷含量的平均值变化情况:消化罐开始产气时，甲烷含量约42%;在5%、10%负荷条件下，甲烷含量平均值维持在60%左右，系统处于良好的产甲烷阶段;之后，甲烷含量平均值有波动，但基本处于40%～65%的范围内;30%负荷时，甲烷含量平均值较稳定，维持在55%左右。可看出，各个负荷条件下，甲烷含量平均值基本稳定，系统产甲烷正常。

挥发性脂肪酸 (VFA)是有机质水解酸化的产物，甲烷菌以此为底物，将其降解转化为CH4和CO2。因此，掌握厌氧发酵过程中有机酸的变化对厌氧发酵反应的控制尤为重要。焚烧厂渗滤液与猪粪混合厌氧消化过程主要以VFA为碳源获得沼气，VFA值与产气量的变化情况如图6:前39 d，VFA值在500 mg/L以下，日产气量随渗滤液填料-分解上下波动;40 d后，VFA值波动范围较大，日产气量在58 d时 (20%负荷)达到峰值1950 mL，107 d(25%负荷)到达第二个峰值1980 mL，随后，负荷在30%时，VFA浓度超过3000 mg/L，日产气量随着负荷提高下降剧烈。同时，VFA值较高时，甲烷含量较低，系统中酸化作用超过甲烷化作用，VFA逐渐被降解后，甲烷含量升高，最高时可达75.53%。即VFA值与甲烷含量成此消彼长的关系。由试验数据可看出甲烷含量与VFA值变化在初期较慢，经过一段时间适应后，VFA值降解速度加快，甲烷含量回升速度也有所提高。试验结束时，VFA值降至650 mg/L，但是是以20天的水力停留时间为条件。

图6 不同有机负荷条件下，日产气量及VFA浓度变化情况Fig.6 Daily biogas production and VFA concentration under different loading conditions

3 结论

3.1 以猪粪为接种物，可通过逐渐提高焚烧发电厂渗滤液有机负荷进行厌氧发酵，且能顺利进入甲烷化阶段。实验进行的7个负荷，消化系统的pH值维持在7.2～8的范围内，碱度及氨氮较高，对消化系统起到很好的酸碱缓冲作用。高负荷时，VFA值对系统产生弱酸抑制，体现在日产气量及累计产气量降低幅度较大上。

3.2 理论上，每吨干物质的猪粪可产561 m3的沼气，本实验中加入 500 mL猪粪，其 TS为1.976%，则猪粪产沼气约5543 mL。实验累积产气量88629 mL，扣除接种物的产气量后，2800 mL渗滤液的实际累积产气量为83086 mL。

3.3 消化罐累计填料2800 mL渗滤液，进水渗滤液CODCr值为70472 mg/L，实验结束时，消化液CODCr值为3373 mg/L，CODCr去除率高达95.2%。

3.4 猪粪为接种物，厌氧发酵焚烧厂垃圾渗滤液的过程中，去除CODCr效果明显，但是对氨氮无去除能力，充分说明氨氮不适合利用厌氧方法去除。相反，随着厌氧消化的进行，渗滤液中有机氮逐渐转化为氨氮，导致氨氮浓度有所升高。因此，对于焚烧厂垃圾渗滤液中的氨氮，可在厌氧前加预处理，或利用好氧的硝化与反硝化来去除。

3.5 渗滤液原液中高污染物从另一角度看待就是高能源，以猪粪为接种物在厌氧条件下可有效降解焚烧发电厂垃圾渗滤液中的污染物，并将其转化为沼气能源;结合焚烧发电厂本身拥有发电机组的优势，可实现资源化、无害化的双重目的。

［1］ 胡晨燕.生活垃圾焚烧厂渗滤液物化处理的工艺与机理研究［D］.上海:同济大学硕士论文，2006.

［2］ 何品晶，曹群科，冯军会，等.生活垃圾焚烧副产物产生源特征［J］.环境工程，2005，23(4):56-59.

［3］ 何品晶，冯军会，翟 贤，邵立明.生活垃圾焚烧厂贮坑沥滤液的污染与可处理特性［J］.环境科学研究，2006，19(2):86-89.

［4］ 兰建伟，颜学宏，曾贤桂.垃圾焚烧厂中沥滤液的处理［J］.工程设计与建设，2004，36(5):39-42.

［5］ 邓戴青，夏凤毅，李光明，等.UASB法处理城市生活垃圾焚烧场渗滤液［J］.环境工程，2006，24(2):11-13.

［6］ 宋灿辉，肖 波，胡智泉，等.UASB/SBR/MBR工艺处理生活垃圾焚烧厂渗滤液［J］.中国给水排水，2009，25(2):62-64.

［7］ Speece R E.Anaerobic biotechnology for industrial wastewaters［M］.London:Archae press，1996:19-48.

［8］ Bilgili M S，Demir A，Varank G.Effect of leachate recirculation and aeration on volatile fatty acid concentrations in aerobic and anaerobic landfill leachate［J］.Waste Management＆ Research，2012，30(2):161-170.

［9］ 李 武，高兴斋，张 璐，等.垃圾焚烧发电厂垃圾渗滤液的特性和处理工程［A］.中国环境科学学会.中国环境科学学会2009年学术年会论文集［C］.北京:北京航天大学出版社，2009.143-148.

［10］ Alkalay D，Guerrero L，Lema J M，et al.Review:Anaerobic treatment of municipal sanitary landfill leachates:the problem of refractory and toxic components［J］.World Journal of Microbiology and Biotechnology，1998，14(3):309-320.

［11］ Chen Y，Cheng J J，Creamer K S.Inhibition of anaerobic digestion process:a review［J］.Bioresource Technology，2008，99(10):4044-4064.

［12］ Renou S，Poulain S，Givaudan J G，et al.Treatment process adapted to stabilized leachates:Lime precipitation–prefiltration– reverse osmosis［J］.Journal of Membrane Science，2008，313(1):9-22.

［13］ Lou Z Y，Zhao Y C.Size-fractionation and characterization of refuse landfill leachate by sequential filtration using membranes with varied porosity［J］.Journal of Hazardous Materials，2007，147(1):257-264.

［14］ Li L Q，Li X J，Zheng M X，et al.Influence of inoculums sources on the anaerobic digestion of corn stover［A］.Imternational Conference on Biomas Energy Technologies Proceeding(Volume 2)［C］.Guangzhou，2008.459-465.

［15］ CJ/T51-2004，城市污水水质检验方法标准［S］.

［16］ 贺延龄.废水的厌氧生物处理［M］.北京:中国轻工业出版社，1998.535-537.

［17］ 任南琪.厌氧生物技术原理与应用［M］.北京:化学工业出版社，2004.

［18］ 胡焰宁.垃圾焚烧发电厂垃圾渗滤液处理工艺的研究［J］.环境工程，2004，22(5):30-32.

［19］ Li X Z，Zhao Q L.Efficiency of biological treatment affected by high strength of ammonium-nitrogen in leachate and chemical precipitation of ammonium-nitrogen as pretreatment［J］.Chemosphere，2001，44(1):37-43.

［20］ 韦成建，张文阳，谭 鹏，等.半连续泔脚垃圾与猪粪混合厌氧消化研究［J］.环境科学与管理，2012，37(4):124-127.