随着社会和经济的快速发展，环境保护和可持续发展的观念日益深入人心，人民对环境的需求也逐渐提高.城市污泥和垃圾作为两类主要的城市固体废弃物，对其污染控制成为环保领域的重要方向.一方面，伴随我国城镇污水处理的快速发展，污水厂污泥产量日益增多，截至2012年底，全国市、县累计建成城镇污水处理厂共3340座，每日产生污泥6.39万t(以含水率80%计)，其中70%的污泥都仅仅是脱水后外运、

简单的填埋或堆放(孔祥娟，2012).污泥厌氧消化可利用污泥中的有机质，将其转化为甲烷气，降低污泥含水率，改善脱水性，实现污泥的稳定化.虽然污泥厌氧消化是污泥资源化处理、利用的重要手段，但目前国内采用污泥厌氧消化的城镇污水厂并不普遍.以重庆为例，目前重庆主城区建成的城市污水处理厂共18座，但仅有2座采用了污泥厌氧消化设备(丁武泉，2008).重庆主城区污泥具有含砂量大、热值低(一般介于25%~45%)、C/N比低(介于6~16之间，不满足消化时最佳C/N比20~30的要求)的特点，厌氧消化效率、甲烷气产量低.如何提高污泥的厌氧消化效率，强化低热值污泥产生，逐渐成为厌氧消化领域的研究热点.

另一方面，随着人们生活水平的提高和城镇化发展的加快，生活垃圾产量也大量增加，据2012年中国统计年鉴，我国城市生活垃圾清运量约为16395.3万t，其中餐厨垃圾不低于6000万t.填埋处理法是目前垃圾处理的主要方式.但垃圾填埋处理过程中会产生高浓度渗滤液，其水质水量波动大、成份复杂，有毒有害物质含量高，处理困难.目前国内渗滤液处理方法主要有生物处理(厌氧、好氧等)、物化处理(膜法、吸附、过滤等)和化学方法(絮凝、化学氧化、吹脱等)等，其中将垃圾渗滤液与城市污水合并处理最为常见.

以重庆主城为例，目前重庆主城区年生活垃圾产量为140万t，其中近1/4来自餐厨垃圾，由于餐厨垃圾中含有大量的碳水化合物、油脂、脂肪和糖类等有机物(黄亚军，2007)，营养丰富，若能有效利用垃圾渗滤液中的有机物，可望丰富低热值污泥中的营养成分，弥补污泥热值低、C/N低的不足，稀释有毒物质对微生物的毒害作用，最终促进厌氧消化气产生.前人的研究结果表明，污泥与城市有机固体垃圾相混合进行厌氧消化，消化产气中的甲烷浓度可增加60%以上(Sosnowski et al., 2003；Krupp et al., 2005)，瑞典的一项研究也表明，将猪粪、屠宰场废物、蔬菜废物等与城市污泥混合厌氧消化，虽然在高有机负荷率下会促使系统中氨浓度升高，影响厌氧污泥酸化阶段的进行，但最终实验结果表明这种共消化方式能够促进厌氧消化产气，提高甲烷产气量(Murto et al., 2004).除此之外，近年来国外已有很多学者研究了将秸秆、蛋糕厂废弃物、造纸厂废弃物、咖啡生产废渣、屠宰厂的含油废渣等有机物与城市污水厂污泥混合联合消化，可明显促进消化气的产生(Davidsson et al., 2008；Bernat et al., 2008；Luste and Luostarinen， 2010)，Bailey和Muller向厌氧消化池内添加10%~30%的油脂废水，发现消化池沼气产量增加了30%~80%(Bailey，2007；Muller et al., 2010).Montusiewicz将填埋期为5~10年的垃圾渗滤液添加入城市污泥中共同消化，发现当渗滤液的投加量适合时，甲烷产量明显增加(Montusiewicz and Lebiocka， 2011).Hombach尝试了将COD为20400 mg · L^-1的垃圾渗滤液添加入污泥中厌氧消化，发现在较低渗滤液投配情况下(＜20%)可提高厌氧消化的产气量(Hombach et al., 2003).但上述研究主要基于混合厌氧消化强化产气展开，对不同成分垃圾渗滤液的性质对比及产气效率对强化产气能力方面的研究方面较为缺乏.在实际生活中，餐厨垃圾往往分为生垃圾和熟垃圾两种，两种垃圾的成分不同，堆肥过程中所产渗滤液性质与浓度各不相同，对共消化所产生的影响如何，尚不得而知.

基于以上分析，本实验拟开展针对城市污水厂污泥和餐厨垃圾渗滤液联合厌氧消化产气的研究，选择了餐厨垃圾中常用的生垃圾和熟垃圾开展试验研究，首先对比分析了生、熟垃圾堆肥所产渗滤液性质随堆肥时间的动态变化，而后着重对比考察了添加生、熟垃圾渗滤液后厌氧污泥的消化产气量，分析了厌氧污泥的性质变化，以期为污泥资源化和餐厨垃圾渗滤液的处理提供新参考.

污泥取自重庆大渡口污水处理厂的CASS池的排泥，其基本理化性质如表 1所示.接种污泥取自重庆鸡冠石污水处理厂厌氧消化池.

表1(Table 1)

表1 污泥的性质 Table 1 Characteristics of the sludge

表1 污泥的性质 Table 1 Characteristics of the sludge pH 碱度/ (mg · L-1) TCOD/ (mg · L-1) TN/ (mg · L-1) VFA/ (mg · L-1) 含水率 VS/TS C/N 注:碱度以CaCO3计. 7.10±0.05 764±20 18150±400 2813±70 731±95 99.3%±0.5% 26.5%±0.3% 6.5±0.7

表2(Table 2)

表2 渗滤液的理化性质 Table 2 Characteristics of the leachate

表2 渗滤液的理化性质 Table 2 Characteristics of the leachate 渗滤液 TCOD/ (mg · L-1) SCOD/ (mg · L-1) TN/ (mg · L-1) NH+4-N/ (mg · L-1) NO-3-N/ (mg · L-1) pH 生垃圾渗滤液 15600±2000 4750±185 820±70 337±30 0.14±0.02 8.80±0.1 熟垃圾渗滤液 331200±3200 102100±360 1497±95 1086±70 7.16±0.5 3.63±0.1

餐厨垃圾渗滤液通过餐厨垃圾好氧堆肥获得，选择餐厨生垃圾与熟垃圾进行渗滤液性质对比，以明确不同种类的餐厨垃圾堆肥所产的渗滤液性质对厌氧消化产气的影响.生垃圾(以蔬菜菜叶、根茎为主)、熟垃圾(剩菜、米面、动植物油脂等，约70%为剩饭、米面等，约20%为剩菜、肉骨等，其余为动植物油、水分等)均取自重庆大学某学生食堂.好氧堆肥的方法参见文献(曾现来等，2007).

由表 1可知，对象污泥的C/N较低，VS/TS低，表明污泥热值低，C/N不适宜厌氧消化(20~30为较适宜的厌氧消化C/N比范围).

本实验反应器采用比产甲烷活性测试系统(AMPTSⅡ，该监测系统为瑞典碧普公司生产，系统包括：水浴加热单元、15个独立的厌氧消化瓶(内置搅拌装置)、气体吸收单元(吸收CO₂等)、湿式气体计量单元(计量甲烷气体体积))，其原理简图如图 1所示.

图 1(Fig. 1)

图 1 产甲烷势测试系统(a: 厌氧消化反应瓶；b: 碱液吸收瓶；c: 气体计量系统；d: 数据采集) Fig. 1 Automated methane potential test system(a: anaerobic sludge digestion reactor; b: CO2-fixing unit; c: gas volume measuring device; d: computer system)

实验时，将基质与接种污泥混合后装入反应瓶(总体积640 mL，工作体积420 mL)，顺序连接各反应瓶并将其置入水浴锅，设置恒温为35.0±0.5 ℃，为保证反应瓶内为厌氧环境，先向各反应瓶充氮气3 min.实验采用机械搅拌，转速设定为50 r · min^-1.测试过程中，先通过碱液吸收系统来去除消化瓶内所产生的沼气中的酸性气体(H₂S、CO₂等)后，余下的甲烷气体通过湿式气体流量计计量，最后连接计算机获取实验数据.为便于分析，将污泥+生垃圾渗滤液的运行组称为R1组，污泥+熟垃圾渗滤液的运行组称为R2组，仅污泥单独厌氧消化的对照组称为R3组(参照样).

pH值采用pH计直接测定；COD采用重铬酸钾法测定；TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定，VS、TS、碱度、VFA 测试根据城市污水处理厂污泥检验方法(GJ/T 221—2005)测定.

生垃圾成分以果蔬根茎为主，熟垃圾成分以饭菜、油脂为主，两者所产的渗滤液的性质迥异，且渗滤液性质也与垃圾堆肥时间有关，堆肥初期，渗滤液大量产生，有机物大量的由垃圾转移至渗滤液中，到堆肥的中后期，渗滤液体积减少，营养物被大量利用，渗滤液中有机物的浓度与性质均发生了巨大的变化.为了明确两种餐厨垃圾渗滤液对污泥厌氧消化的影响，首先需要了解不同堆肥时间所产生的垃圾渗滤液的特性，选择最佳堆肥时间产生的渗滤液添加入厌氧消化污泥中进行联合消化，研究二者对消化产气的影响，为筛选合适的渗滤液种类和堆肥时间提供依据，从而强化共消化的效率.

由图 2可知，随着堆肥的进行，垃圾渗滤液中的TN、TCOD的浓度基本呈先上升后下降的变化趋势.随着堆肥初期有机物的降解，复杂的有机物迅速分解成蛋白质、氨基酸等有机物，使得TN浓度增加(图 2a)，之后垃圾内含氮固体有机物的含量逐渐减少，有机物的难降解程度增大，局部的碱度积累使得产生的氨气在通风作用下而挥发，使垃圾渗滤液中的TN有所降低.生、熟垃圾渗滤液的TN含量分别在第17天、21天达到最大值，且TN的最大值分别为889.5、1526.8 mg · L^-1.

图 2(Fig. 2)

图 2 不同垃圾堆肥所得渗滤液中TN(a)、TCOD(b)的变化 Fig. 2 Variation of TN(a) and COD(b)concentrations in l and fill leachate

渗滤液中的COD则反映了渗滤液中有机物的含量.由图 2b可知，堆肥初始生、熟垃圾渗滤液中TCOD分别为7.6×10³ mg · L^-1、1.3×10⁵ mg · L^-1，伴随堆料的分解，固相有机物在微生物分泌的各种胞外酶的作用下被分解为简单有机物，促使渗滤液中COD浓度上升，生、熟垃圾渗滤液TCOD的最大值分别出现在第21天、第26天，最大值分别为1.5×10⁴ mg · L^-1、3.85×10⁵ mg · L^-1，随后微生物对有机物的利用速率增大，TCOD含量迅速下降，直到实验结束，生、熟垃圾渗滤液的TCOD分别为9.1×10⁴ mg · L^-1、8.02×10⁴ mg · L^-1，TCOD去除率分别达44.3%、79.2%.

通过对渗滤液的性质的持续监测发现，在经过20 d的堆肥处理后，垃圾渗滤液中的C/N比有明显提高，分别为：生垃圾为14.7~19.0，熟垃圾为217~290，因此选择堆肥时间为21 d的垃圾渗滤液作为厌氧联合消化的渗滤液添加物，以提升污泥的C/N比，形成有利于厌氧消化的营养环境.实验选用污泥/渗滤液混合比为20 ∶ 1，此时混合污泥的C/N比分别为7.1(添加生垃圾渗滤液)和17(添加熟垃圾渗滤液).

首先采用甲烷势自动测试系统对反应器内混合污泥的甲烷产量和比产甲烷活性进行了测试，甲烷累积产量见图 3.

图 3(Fig. 3)

图 3 甲烷累积产量和产甲烷速率随时间变化 Fig. 3 Variation of cumulative biogas production(a) and biogas production rate(b)

由图 3可见，垃圾渗滤液的添加对甲烷产量有明显的影响，各瓶甲烷累计产量及产甲烷速率、产甲烷潜力基本符合：R2＞R1＞R3，R1、R2、R3累积产甲烷量分别在第20、33、16天趋于稳定，其中R1实际甲烷累积产量为542.3 mL，R2为2102.2 mL，R3为460.3 mL.由图 3b可知，随消化时间的增长，R1、R3的产甲烷速率逐渐下降，分别由最初的57.5 mL · d^-1、52.3 mL · d^-1降低到3 mL · d^-1左右；R2的产甲烷速率是先上升到最大值123.7 mL · d^-1后，逐渐下降，最终稳定在3 mL · d^-1左右.经过计算，R1、R2、R3的标准状况下的甲烷单位产量分别为：675.8、971、261 L · kg^-1(以VS计)，可见添加熟垃圾渗滤液的污泥的产甲烷潜力和累积产甲烷量均高于添加生垃圾渗滤液的情况，其中R2的累积甲烷产量是R1的4倍，是R3的4.6倍；而R1的甲烷累积产量是R3的1.2倍.实验结果表明，反应器的甲烷产量、产甲烷速率与厌氧污泥的比产甲烷活性密切相关，向已有的污泥厌氧消化瓶内添加适当的垃圾渗滤液可以促进厌氧消化产气，提高产气量，并在一定程度上调节混合液的C/N比和污泥的生化水解性能，且添加熟垃圾渗滤液比生垃圾渗滤液更能促进厌氧消化产气.

实验过程中pH和VFA浓度变化见图 4.一般认为在污泥厌氧消化时，产酸菌适宜pH为6.5~7.5之间，产甲烷菌的适宜pH值为6.8~7.2(胡纪萃，2003)，由图 4b可知，实验初期的水解酸化阶段，有机物经水解酸化菌作用生成VFA，导致反应初期R1、R3组pH下降，VFA浓度有一定的累积，随着pH缓冲体系的形成，R1和R2组的pH值分别在第18、22天趋于稳定，R1组pH在6.9~7.8间变动，平均值为7.4，R2组的pH值在6.7~7.4之间，平均值为7.2，由于熟垃圾渗滤液呈酸性(pH为3.8)，使得R2组的初始pH较低，导致在共消化反应初期，R2组pH上升速率较快，这同R2的产甲烷速率的变化相一致，受反应初期R2内pH较低的影响，产甲烷菌的活性受到抑制，故R2的产甲烷速率先上升，之后系统内pH稳定在7.2左右，且伴随着污泥的逐渐水解酸化，产甲烷速率逐渐减低.对照组R3的pH在6.7～7.2之间变动，平均值为6.9，3组反应器内pH基本能满足产酸菌和产甲烷菌的生长环境条件，然而R3后期已经开始有酸化趋势.

图 4(Fig. 4)

图 4 运行期间VFA浓度(a)和pH(b)变化 Fig. 4 Variation of VFA concentrations(a) and pH(b)

在污泥厌氧消化期间，VFA浓度能够一定程度上反映出产甲烷菌的活性，过高或过低都不利于消化产气的进行，通常当VFA浓度达到6000 mg · L^-1时，就会对产甲烷过程产生明显的抑制作用(Siegert and Banks， 2005).由图 4a可见，各消化瓶的VFA浓度基本呈现先上升后下降并逐渐趋于稳定的趋势，变化范围为104~8519 mg · L^-1.本实验中，R1、R2消化瓶的VFA浓度分别在第9、13天左右达到峰值，对照组R3在第8天VFA值达到8519 mg · L^-1，开始出现酸化现象，消化瓶内的产甲烷菌活性受到抑制.各消化瓶在厌氧消化过程中VFA浓度范围分别为104~5223 mg · L^-1(R1)、138~1989 mg · L^-1(R2)、731~8519 mg · L^-1(R3).在消化瓶内VFA浓度达到峰值后，随着甲烷化过程的开始，各消化瓶的VFA浓度显著降低，直至趋于平衡，此时产甲烷反应和产酸反应达到平衡，R1、R2反应器在运行期间未出现酸化现象.

厌氧消化过程中，碱度(以CaCO₃计)主要来源于产酸产甲烷过程中产生的CO₂、HS^-、NH₃和碳酸氢盐.运行稳定的反应系统碱度通常维持在1000~5000 mg · L^-1(任南琪和王爱杰，2004).由图 5(a)可知，R1、R2的碱度在整个厌氧消化过程中浓度逐步上升，均在第28天之后稳定在2850 mg · L^-1上下浮动，两组的碱度变化范围均在1566~3090 mg · L^-1，说明这两个反应系统均较稳定；且总体来说，R1的VFA值普遍高于R2. 3组的碱度浓度大小为，R2＞R1＞R3；VS/TS的大小顺序为，R2＞R1＞R3，且R1、R2、R3的VFA/碱度的比值分别为1.7、0.34、4.82.R1、R3的VFA浓度过高，一定程度上抑制了产甲烷菌的活性，故二者甲烷产量低于R2.由图 5b可知，VS/TS变化呈现先下降后趋于稳定的趋势，R1、R2的VS/TS初始值分别为0.25、0.30，VS/TS去除率分别为15.3%、26.3%、14.6%，其中R2组的VS/TS去除率是R1组去除率的1.7倍.

图 5(Fig. 5)

图 5 碱度和VS/TS的变化 Fig. 5 Variation of the alkalinity concentrations(a) and VS/TS(b)

由图 6可见，在污泥厌氧消化过程中，随着酸化和产乙酸阶段的进行，液相有机物被大量消耗，使得SCOD浓度降低，而产甲烷阶段则进一步降低了SCOD的值，因此R1、R2两组混合污泥上清液中的COD均呈现先急速下降后趋于稳定的趋势，而污泥对照组SCOD的变化呈现先上升后下降的趋势，其中R3的SCOD在第8天达到最大值，为408.3 mg · L^-1，此后SCOD缓慢下降；R1、R2两组的SCOD分别在第13、18天之后趋于平稳，三组的SCOD基本稳定在116.7~408 mg · L^-1，表明向已有的厌氧污泥反应器内添加垃圾渗滤液，不会影响该厌氧污泥消化液的COD的值，直至反应结束，三组的SCOD分别为286、408、182 mg · L^-1.R1、R2、R3的SCOD去除率分别为92.79%、92.95%、49.31%.

图 6(Fig. 6)

图 6 反应器中SCOD浓度的变化 Fig. 6 Variation of SCOD concentration during digestion

1)餐厨生、熟垃圾渗滤液的TN、TCOD值随堆肥时间呈先上升后下降的趋势，生、熟垃圾渗滤液的COD均值分别为1.1×10⁴mg · L^-1、1.9×10⁵mg · L^-1，C/N比分别为19、229.2.熟垃圾渗滤液较生垃圾渗滤液营养成份更丰富，更能满足污泥消化对营养物及C/N比的要求.

2)添加垃圾渗滤液显著提升了甲烷气的产生，添加生、熟垃圾渗滤液的累计甲烷产量分别是未添加渗滤液污泥消化产气量的1.2和4.6倍，甲烷单位产量分别为675.8和971 L · kg^-1.

3)污泥与垃圾渗滤液共消化促进了VS/TS的去除，添加生、熟垃圾渗滤液的VS/TS去除率分别为15.3%、26.3%、14.6%，是污泥单独厌氧消化的1.1倍、1.8倍.

4)通过共消化，污泥和垃圾渗滤液均得到了处理，污泥的稳定性增强，厌氧污泥的消化产气量得到提升，且污泥上清液的COD值也并未因垃圾渗滤液的添加而发生大的波动变化，至反应结束，3组的SCOD分别基本稳定在286、408、182 mg · L^-1.