垃圾焚燒發(fā)電廠儲坑滲濾液與NaOH預(yù)處理秸稈混合厭氧消化試驗研究

尹世軍 張文陽 丁 蘭

(1.江西省環(huán)境保護科學(xué)研究院，江西 南昌 330039；2.西南交通大學(xué)地球科學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院，四川 成都 610031)

垃圾焚燒發(fā)電廠的儲坑滲濾液主要來源于垃圾本身內(nèi)含的水以及垃圾在堆酵過程中產(chǎn)生的水分。其COD高，成分復(fù)雜，含有大量如苯、萘、菲等雜環(huán)芳烴化合物、多環(huán)芳烴、酚、醇類化合物、苯胺類化合物等難降解有機物。其中可溶性有機物占多數(shù)，可生化性好[10，11]。目前，垃圾焚燒發(fā)電廠儲坑滲濾液主要將其作為高濃度有機廢水，采用厭氧生物處理技術(shù)結(jié)合超濾或反滲透膜技術(shù)進行處理。例如：采用新型序批式UASB—無污泥持留序批式反應(yīng)器(WSBR)工藝，對各項污染物有較高的去除率[12]。采用厭氧-2級好氧(A/O2)-Fenton-曝氣生物濾池(BAF)組合工藝，以及“兩級UASB-A/O”組合工藝等[13、14]。這些處理技術(shù)均局限于將該儲坑滲濾液做為高濃度有機廢水進行處理，并未考慮在對其進行再生能源化資源化利用。而將儲坑滲濾液與其它生物質(zhì)垃圾進行混合厭氧消化的研究更鮮有報道。

秸稈由于其木質(zhì)素在植物細胞壁中與纖維素和半纖維素等碳水化合物結(jié)合在一起形成“木質(zhì)素-碳水化合物聯(lián)合體而使其生物降解率較低，最高僅為純碳水化合物的50%[1]。一般通過預(yù)處理可破壞秸稈的木質(zhì)纖維素結(jié)構(gòu)，以提高厭氧消化效率和產(chǎn)氣量。

堿處理是秸稈預(yù)處理使用最多的方式[1、2、4]。用NaOH，Ca(OH)2或KOH等溶液浸泡秸稈或噴灑于秸稈表面，使秸稈的官能團受到破壞，以打開纖維素、半纖維素和木質(zhì)素之間的酯鍵，使其發(fā)生斷裂，從而提高消化率[3、8]。與未處理相比，其單位TS產(chǎn)氣量明顯提高，厭氧發(fā)酵時間顯著縮短，纖維素比例也提高1/3左右[5、6]，經(jīng)6%NaOH處理的稻草，厭氧發(fā)酵累積產(chǎn)氣量可提高27.3%～64.5%[7]。

本研究將垃圾焚燒發(fā)電廠儲坑滲濾液視做可再生資源，采用經(jīng)NaOH預(yù)處理的秸稈與其進行混合厭氧消化，旨在探討將該滲濾液再生能源化并與秸稈綜合資源利用的可行性。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗原料為干稻草，取自成都市郊區(qū)農(nóng)田，秸稈在取用時無天然降解。將秸稈烘干、粉碎過30目方孔篩后放置備用。接種物取自綿陽塔子壩污水處理廠剩余污泥。

滲濾液取自成都九江垃圾焚燒發(fā)電廠垃圾儲坑，顏色為土黃色，有惡臭。實驗原料基本理化性質(zhì)如下表：

表1 實驗原料基本理化性質(zhì)

1.2 實驗方法

1.2.1 秸稈預(yù)處理實驗

NaOH預(yù)處理秸稈方案：將稱好的秸稈12.65g(0.3gVS/L負荷)容量為1L的燒杯中，取質(zhì)量分數(shù)為4%NaOH溶液200ml，浸泡秸稈72小時，之后用濾紙濾掉浸泡液，并用蒸餾水清洗預(yù)處理后的秸稈至過濾液pH為7.5。將預(yù)處理完畢的秸稈在105℃環(huán)境下烘12小時至恒重備用。

1.2.2 活性污泥厭氧馴化

取500ml剩余污泥置于容量為1L密封的消化罐中，對污泥進行厭氧馴化至pH不再變化(pH=7.0)，無氣體產(chǎn)生為止，結(jié)束污泥厭氧馴化。

1.2.3 試驗裝置

本實驗采用1000ml的抽濾瓶作為厭氧消化罐，實驗裝置如圖1。

1.取樣口 2.加樣口 3.導(dǎo)氣口 4.消化罐 5.6.集氣瓶 7.量杯 8.水浴鍋圖1 試驗裝置

1.2.4 混合厭氧消化試驗

本研究設(shè)計了2組試驗，見表2。其中，試驗1為NaOH預(yù)處理秸稈+滲濾液試驗組。試驗2為NaOH預(yù)處理秸稈+無滲濾液比較試驗對照組。試驗溫度控制在35±1，采用排水法收集氣體。本試驗初期產(chǎn)氣主要是CO2，所以產(chǎn)氣量從第6天開始記錄。

表2 試驗設(shè)計

1.3 分析檢測方法

總固體含量(TS)：采用(105±5)℃烘干法[15]；揮發(fā)性固體含量(VS)：采用550～600 ℃灼燒法[15]；產(chǎn)氣量：采用排水收集法；氨氮和VFA(揮發(fā)性脂肪酸)：蒸餾聯(lián)合滴定法[16]。

2 結(jié)果與分析

2.1 高濃度滲濾液對厭氧消化過程的pH及VFA影響

經(jīng)NaOH預(yù)處理秸稈+滲濾液(試驗1)與未添加滲濾液試驗(試驗2)的pH及VFA變化趨勢見圖2。

圖2 試驗1和試驗2pH、VFA變化趨勢

比較試驗1和試驗2，二者的pH值和VFA變化趨勢相近。試驗運行初期二者的pH值均為7.1，在可生化范圍內(nèi)，隨著水解、酸化的進行，二者的pH值均呈現(xiàn)出明顯下降趨勢，但試驗1的pH下降速率要明顯高于試驗2，試驗1在第7天時達到最低值6.4，而試驗2在第14天時達到最低值6.7。初期試驗1的VFA含量要明顯高于試驗2，這與滲濾液當中含有高濃度可溶性有機物有關(guān)。同時初期二者的VFA含量均呈現(xiàn)明顯的上升趨勢，并在第7天時達到最高，而試驗1的VFA值要比試驗2高出703.8 mg/L，說明在在水解酸化階段，滲濾液中的高濃度可溶性有機物被產(chǎn)酸性細菌降解轉(zhuǎn)化為有機酸，使得pH下降，VFA含量相對升高。

試驗1和試驗2在經(jīng)歷了各自的pH值最低點后，pH值開始逐步上升，試驗1在第14天左右pH值已達到7.0，試驗2在第21天左右pH值也達到7.0。同時，二者的VFA也相對逐步下降，說明反應(yīng)系統(tǒng)有水解酸化階段逐步過渡到甲烷化階段。但在第7 ～14天，試驗1的VFA下降速率要明顯高于試驗2，二者在第21天后VFA維持在220mg/L左右的穩(wěn)定狀態(tài)，而pH維持在7.1左右的穩(wěn)定狀態(tài)。

比較二者的pH值和VFA隨反應(yīng)過程的變化可見，盡管在試驗1中加入了100ml焚燒發(fā)電廠儲坑滲濾液，水解酸化階段產(chǎn)生的VFA含量相對試驗2要高，但高濃度滲濾液并沒有影響反應(yīng)系統(tǒng)正常的水解酸化和產(chǎn)甲烷化，在試驗條件下，一定量的高濃度滲濾液可以和NaOH預(yù)處理秸稈形成混合厭氧消化系統(tǒng)。

2.2 高濃度滲濾液對厭氧消化過程產(chǎn)氣量及產(chǎn)氣率的影響

經(jīng)試驗1和試驗2的產(chǎn)氣量及產(chǎn)氣率變化趨勢見圖3和圖4。

由圖可見，試驗1和試驗2在反應(yīng)過程中產(chǎn)氣趨勢是相似的。在試驗初期的第1～5天，二者均主要進行水解酸化階段，VFA的含量明顯升高，產(chǎn)生大量的以CO2為主的氣體，第6天之后反應(yīng)系統(tǒng)逐步開始進入甲烷化階段，VFA的含量逐漸下降，產(chǎn)氣量逐步上升，試驗1在第15天時產(chǎn)氣量和產(chǎn)氣率均達到最大值，分別為565mL和283.21mL/gVS。試驗2在第13天時產(chǎn)氣量和產(chǎn)氣率均達到最大值320mL和223.06mL/gVS，前者比后者的單日產(chǎn)氣量多245mL，產(chǎn)氣率高60.15mL/gVS。二者的產(chǎn)氣量和產(chǎn)氣率在達到最大值后，隨著VFA的逐步完成，系統(tǒng)產(chǎn)氣量和產(chǎn)氣率也逐漸下降，第19天后逐漸回升，到第22天時，二者的產(chǎn)氣量和產(chǎn)氣率又達到相對極大值，此時試驗2 的產(chǎn)氣量和產(chǎn)氣率要高于試驗1，隨后又呈現(xiàn)逐漸下降的趨勢，到第27天后系統(tǒng)不再產(chǎn)氣。

比較二者的產(chǎn)氣量，試驗1和試驗2的總產(chǎn)氣量分別為6650mL和4782mL。

由于試驗1中添加了高濃度滲濾液，給系統(tǒng)帶入較高濃度的VFA，使其反應(yīng)系統(tǒng)產(chǎn)生的總產(chǎn)氣量相對較高，使其比試驗2的產(chǎn)氣量多1868mL。由此說明，在試驗條件下，加入一定量的高濃度滲濾液對系統(tǒng)的產(chǎn)氣率和產(chǎn)氣量的提升具有明顯的促進作用。

圖3 試驗1和試驗2產(chǎn)氣量、VFA變化趨勢

圖4 試驗1和試驗2產(chǎn)氣率、VFA變化趨勢

3 試驗結(jié)論

(1)焚燒發(fā)電廠儲坑滲濾液是極難降解的高濃度有機廢水。將此滲濾液100ml加入到經(jīng)堿預(yù)處理的秸稈厭氧消化系統(tǒng)中，盡管其VFA值要比未加入滲濾液的試驗2高出703.8 mg/L，但不會影響該反應(yīng)系統(tǒng)從水解酸化階段進入產(chǎn)甲烷階段。

(2)該儲坑滲濾液的加入，提高了混合厭氧系統(tǒng)的產(chǎn)氣率和產(chǎn)氣量。和產(chǎn)氣情況分析可知，試驗1比試驗2的峰值產(chǎn)氣率高出60.15mL/gVS，峰值日產(chǎn)氣量高出245mL，總產(chǎn)氣量高出1868mL。

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