倪 哲,劉建國,周天航,張明武 (清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院,固體廢物處理與環(huán)境安全教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京100084)

?

生活垃圾填埋短期好氧預(yù)處理工藝優(yōu)化研究

倪 哲,劉建國*,周天航,張明武 (清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院,固體廢物處理與環(huán)境安全教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京100084)

摘要：以模擬有機(jī)生活垃圾為底物,通過實(shí)驗(yàn)研究了通風(fēng)和溫度協(xié)同控制作用下,填埋短期好氧預(yù)處理過程垃圾VS、含水率和有機(jī)組分的代謝情況.結(jié)果表明,好氧預(yù)處理過程VS降解主要發(fā)生在反應(yīng)前期(0～6d),占實(shí)驗(yàn)全過程降解量的68％～85％;同時(shí)垃圾含水量的15％～26％以滲濾液和氣體的形式被去除,并且延長通風(fēng)時(shí)間能夠增加后者所占比例.反應(yīng)前期堆體自發(fā)升溫到高溫狀態(tài)(50～55℃)比控制堆體溫度維持在中溫狀態(tài) (42～47℃)更利于碳水化合物的代謝,但對粗蛋白降解的影響不明顯.而在中溫狀態(tài)下粗脂肪和木質(zhì)纖維素的降解率更高.繼續(xù)延長預(yù)處理時(shí)間至14d,不同通風(fēng)和溫度的組合對VS和水分總體去除差距不大.控制填埋好氧預(yù)處理周期在6d并盡量維持堆體溫度在50～55℃,成本-效益較高.

關(guān)鍵詞：生活垃圾填埋；短期好氧預(yù)處理；協(xié)同作用；有機(jī)組分變化；三維熒光光譜

? 責(zé)任作者, 教授, jgliu@tsinghua.edu.cn

填埋是目前我國乃至世界上生活垃圾的主要處置方式.由于不恰當(dāng)?shù)倪\(yùn)行和管理,傳統(tǒng)厭氧填埋場往往面臨惡臭污染嚴(yán)重,滲濾液產(chǎn)生量大且成分復(fù)雜,填埋氣收集效率低,垃圾降解緩慢,封場后維護(hù)周期長等問題[1-3].為解決上述問題,需要在填埋前對垃圾進(jìn)行一定程度的預(yù)處理,而各種預(yù)處理技術(shù),主要包括機(jī)械生物預(yù)處理、水洗預(yù)處理、熱處理、生活垃圾堆肥和干化技術(shù)等[4-8].

在眾多預(yù)處理技術(shù)當(dāng)中,機(jī)械生物預(yù)處理技術(shù)(MBT)的研究受到廣泛關(guān)注,其工業(yè)化應(yīng)用在歐洲已十分普遍并取得良好效果[9-10].然而該技術(shù)在國內(nèi)的發(fā)展受到限制,究其原因主要是受制于我國生活垃圾高含水率、高有機(jī)物含量和高黏度等特性[11-12],使得以破碎、分選為主的機(jī)械處理階段效率普遍較低;另一方面,垃圾中有機(jī)物完全穩(wěn)定往往需要2～6個(gè)月的生物處理周期[4,13],而過長的停留時(shí)間無法應(yīng)對生活垃圾產(chǎn)生量大的問題.為解決上述問題,國外學(xué)者逐步開展了生活垃圾填埋短期好氧生物預(yù)處理工藝的研究,垃圾停留時(shí)間被壓縮到2～4周甚至更短的時(shí)間,同時(shí)后續(xù)厭氧填埋過程綜合效益得到有效改善[4,14-15].從目前狀況來看,將生活垃圾經(jīng)過相對短期的好氧預(yù)處理后進(jìn)行填埋,符合我國生活垃圾管理的需要,有助于應(yīng)對垃圾直接填埋帶來各種環(huán)境和社會(huì)問題.

然而,我國生活垃圾組成不同于歐、美生活垃圾,其中往往含有更高的易降解有機(jī)物和較少的木質(zhì)素成分[12],致使上述報(bào)道提到的適宜預(yù)處理周期和預(yù)處理程度并不完全適用于我國的情況.特別是對于短期好氧預(yù)處理工藝的研究,目前的探索更多的是關(guān)注物料和能量的平衡計(jì)算[16-17],而對于垃圾中易降解組分在不同時(shí)間節(jié)點(diǎn)的代謝情況及水分釋放并不注意.不同于傳統(tǒng)的堆肥處理,以填埋為目標(biāo)的短期好氧預(yù)處理工藝并不追求有機(jī)質(zhì)的完全穩(wěn)定,更理想的情況是對垃圾中的有機(jī)質(zhì)組分進(jìn)行有選擇的去除,優(yōu)先剔除其中在填埋環(huán)境下極易酸化的物質(zhì),而盡可能保留纖維類物質(zhì)并調(diào)節(jié)適宜的C/N,進(jìn)而滿足后續(xù)產(chǎn)氣的需要.然而目前尚少見相關(guān)方面的報(bào)道.

為此,本文以模擬有機(jī)生活垃圾為底物,研究了填埋短期好氧生物預(yù)處理過程垃圾有機(jī)物和水分的代謝情況.在此基礎(chǔ)上,探討了通風(fēng)和溫度協(xié)同調(diào)控對有機(jī)組分選擇性去除的可能性及預(yù)處理過程水溶性物質(zhì)的三維熒光光譜特性,以期為生活垃圾填埋短期好氧預(yù)處理工藝提供參考.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)設(shè)備

實(shí)驗(yàn)?zāi)M短期好氧預(yù)處理過程通過9個(gè)小型反應(yīng)器完成.每個(gè)反應(yīng)器內(nèi)徑為180mm,總高度為320mm,其中有效填充高度為250mm.反應(yīng)器外壁包裹了20mm厚的保溫材料以防止熱量流失.反應(yīng)器頂部設(shè)導(dǎo)氣閥門,反應(yīng)器底部設(shè)滲濾液導(dǎo)排口和收集裝置.距反應(yīng)器底部50mm處設(shè)置孔徑為5mm的穿孔板(穿孔率為14.5％),用于承接上部的填充垃圾并方便布?xì)?

1.2 實(shí)驗(yàn)原料

為減少真實(shí)垃圾不均勻性造成的實(shí)驗(yàn)誤差,增加各處理組的可比性,實(shí)驗(yàn)采用模擬的有機(jī)生活垃圾進(jìn)行[14].模擬垃圾主要由廚余垃圾和紙張(50％含水率)組成(濕重比5:1).其中紙張部分主要來自辦公室用紙.廚余垃圾的具體組成為(濕重比):60％蔬菜、10％米飯、10％饅頭、15％肉類和5％豆制品.該模擬有機(jī)生活垃圾初始含水率為70.6％,VS為89％TS,其具體的有機(jī)組分組成見表1.模擬垃圾經(jīng)人工破碎到20～40mm后均勻混合,用于后續(xù)的短期好氧預(yù)處理實(shí)驗(yàn).

表1　模擬有機(jī)生活垃圾生化組成Table 1 Components of organic fraction of simulated municipal solid waste

1.3 短期好氧預(yù)處理實(shí)驗(yàn)

取3kg混合均勻的模擬垃圾裝入到反應(yīng)器內(nèi),控制壓實(shí)密度為0.6t/m3左右.以好氧活性污泥作為好氧預(yù)處理接種物,接種比為7％(濕重比).接種污泥取自北京某污水處理廠曝氣池,經(jīng)重力濃縮后使用.其含水率為97％,VS含量為51％TS.

實(shí)驗(yàn)采取間歇式通風(fēng)方式,初始通風(fēng)量維持在0.5L/(kg?min),通風(fēng)周期為7min通氣/23min停,后根據(jù)反應(yīng)器頂空部分氧氣濃度和堆體溫度對通風(fēng)量進(jìn)行人工調(diào)節(jié).實(shí)驗(yàn)采用2種不同的溫度范圍作為反應(yīng)的主要溫區(qū)(50～55℃,Trial A;42～ 47℃,Trial B和C),通過人工調(diào)控通風(fēng)使堆體溫度盡可能長時(shí)間維持在此區(qū)間內(nèi).該溫度范圍的選擇,已被證明可以滿足有機(jī)物快速礦化的要求[18].另外,實(shí)驗(yàn)比較了2種不同通風(fēng)方式對堆體溫度和垃圾水分去除的影響(延長通風(fēng)時(shí)間,Trial B;增加單位時(shí)間通風(fēng)量,Trial C).在上述原則下,每個(gè)實(shí)驗(yàn)組3個(gè)反應(yīng)器設(shè)計(jì)好氧預(yù)處理時(shí)間分別為6、10和14d.通過人工通風(fēng)控制,實(shí)驗(yàn)整個(gè)周期內(nèi)通風(fēng)啟動(dòng)前各組反應(yīng)器頂空氧氣濃度基本維持在6.0％～14.7％、7.5％～15.2％和6.2％～ 14.9％范圍內(nèi).

1.4 測定指標(biāo)與方法

堆體溫度通過pt100溫度探頭進(jìn)行連續(xù)監(jiān)測.溫度傳感器置于堆體中心位置,測量結(jié)果通過7000A數(shù)據(jù)記錄儀(美控中國,杭州)進(jìn)行記錄,設(shè)定記錄頻率為1次/2min;預(yù)處理過程中每24h對通風(fēng)前后反應(yīng)器頂空氣體濃度(O2和CO2)進(jìn)行分析;產(chǎn)生的滲濾液每2d收集一次并測定其體積;預(yù)處理后固體樣品通過70℃、48h烘干前后的重量變化來確定含水率.烘干樣品經(jīng)破碎后用于固相性質(zhì)的分析,指標(biāo)包括:VS、C和N元素含量、糖類、粗蛋白質(zhì)、粗脂肪和木質(zhì)纖維素含量等.

氣體組成采用GC-2014氣相色譜儀測定(島津,日本),所用檢測器為TCD;TS、VS按照標(biāo)準(zhǔn)方法測定;元素分析采用CE-440型有機(jī)元素測定儀(?？斯?美國).粗蛋白質(zhì)以凱氏氮法測定,粗脂肪以索氏提取法測定,木質(zhì)纖維素以范式洗滌法測定,而碳水化合物的含量等于總有機(jī)物含量減去上述三者的比例.

固體樣品水溶性有機(jī)化合物(WEOM)的萃取參考He等[19]的方法進(jìn)行.萃取液經(jīng)去離子水稀釋后(15mg/L),其熒光特性通過F-7000熒光光譜儀測定(日立,日本).

2 結(jié)果與討論

2.1 堆體溫度、通氣量和耗氧速率的變化

由圖1a可知,實(shí)驗(yàn)過程中室溫維持在20～ 30℃之間,3個(gè)實(shí)驗(yàn)組堆體溫度較室溫均有顯著增加,各試驗(yàn)組的3個(gè)反應(yīng)器在相應(yīng)時(shí)段的溫度變化基本一致.實(shí)驗(yàn)組A經(jīng)升溫后自然過渡到高溫階段(>50℃),并在50～55℃溫度范圍內(nèi)停留了101h,最高溫度為52.4℃.為控制實(shí)驗(yàn)組B和組C的溫度盡可能長時(shí)間處于預(yù)設(shè)范圍(42～47℃),利用更大的通風(fēng)對堆體進(jìn)行冷卻處理,控制開始時(shí)間分別為第108h和120h (如圖1a箭頭所示).實(shí)驗(yàn)組B在42～47℃內(nèi)停留了127h,最高溫度為47.1℃;而實(shí)驗(yàn)組C盡管較實(shí)驗(yàn)組B采用更大的日通風(fēng)量(圖1b),但堆體溫度在一段時(shí)間內(nèi)(約68h)超出了實(shí)驗(yàn)預(yù)設(shè)的溫度上限,最高達(dá)到48.6℃.這可能是由于兩種通風(fēng)方式造成的差異:延長通風(fēng)時(shí)間比增大單位時(shí)間通風(fēng)量有更好的布?xì)夂徒禍匦Ч?各實(shí)驗(yàn)組堆體溫度從第10d起逐漸降低,說明易降解有機(jī)物已大量消耗從而導(dǎo)致微生物活性降低,產(chǎn)熱下降.至反應(yīng)結(jié)束,各反應(yīng)器基本都在35℃左右.

圖1　堆體溫度和通風(fēng)量隨時(shí)間的變化情況Fig.1 The file of pile temperature and aeration amount over time

氧氣消耗速率是好氧生物處理過程中微生物活性的直接反映,本實(shí)驗(yàn)根據(jù)通風(fēng)結(jié)束后與通風(fēng)再次啟動(dòng)前反應(yīng)器頂空氧氣濃度的變化為依據(jù)對實(shí)驗(yàn)過程氧氣消耗速率和積累消耗量進(jìn)行了表征,結(jié)果如圖2所示.從圖2a可以看出,各實(shí)驗(yàn)組氧氣消耗速率在開始階段隨預(yù)處理時(shí)間逐漸升高.實(shí)驗(yàn)組A在5d左右的時(shí)間里達(dá)到其最大耗氧速率413mL/(h·kg)(以消耗的初始垃圾計(jì),下同),之后緩慢下降.實(shí)驗(yàn)組B和C最大耗氧速率出現(xiàn)在反應(yīng)的第7d,分別為374,347mL/(h·kg),略低于實(shí)驗(yàn)組A的情況.至實(shí)驗(yàn)結(jié)束,各實(shí)驗(yàn)組耗氧速率基本下降到106～133mL/(h·kg)水平,差距不大,說明微生物代謝過程最終受垃圾組成影響較大.通過計(jì)算耗氧速率曲線下部梯形面積,得到各實(shí)驗(yàn)組的累積氧氣消耗量[18],如圖2b所示.整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中實(shí)驗(yàn)組A的累積氧氣消耗量略高于實(shí)驗(yàn)組B和C的情況,其差異主要集中在實(shí)驗(yàn)前期和中期(0～10d左右).為了更好的說明堆體溫度對于微生物代謝的影響,采用Gompertz模型和Logistic模型對累積氧氣消耗量進(jìn)行擬合[18](表2).可以看出兩種模型對于實(shí)驗(yàn)結(jié)果的擬合程度都較高,盡管不同模型對于氧氣消耗速率常數(shù)(kO2)的模擬結(jié)果差距較大,但實(shí)驗(yàn)A組的速率常數(shù)均略高于實(shí)驗(yàn)組B和C的情況(1.1～1.2倍和1.2～1.3倍),說明50～55℃的溫度范圍更適合發(fā)揮微生物的活性.

圖2　氧氣消耗速率和累積量隨時(shí)間的變化情況Fig.2 The file of oxygen consumption rate and accumulated amount over time

表2　不同實(shí)驗(yàn)條件下Gompertz模型和Logistic模型的參數(shù)估算Table 2 Estimated parameters of the Gompertz model and Logistic model under different experimental conditions

2.2 水分和有機(jī)物的去除情況

水分的平衡計(jì)算按照“垃圾剩余水量=原垃圾含水+接種物含水+垃圾降解產(chǎn)生水量-通風(fēng)去除水量-滲濾液量”進(jìn)行,其中“垃圾降解產(chǎn)生水量按照VS降解量的70％核算[20].由圖3a可知,實(shí)驗(yàn)組A、B和C在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中水分凈去除量(基于濕重)分別為441、427和452g/kg 垃圾,垃圾含水量由初始值分別下降了36.4％、34.3％ 和38.2％.從上述結(jié)果來看,溫度和通風(fēng)的協(xié)同作用對堆體水分去除并沒有明顯規(guī)律,實(shí)驗(yàn)組C略高于其余兩種情況,這可能是由于其通風(fēng)量和溫度都相對較高所致.堆體水分釋放與有機(jī)物細(xì)胞物質(zhì)和結(jié)構(gòu)的破壞有直接關(guān)系,加速有機(jī)物的水解和代謝可以顯著增加水分的釋放效率.因此結(jié)合VS去除效果來看(圖3b),各實(shí)驗(yàn)組VS去除總量差別不大可能是其水分去除率相近的根本原因.盡管如此,采用更大的通風(fēng)量對堆體進(jìn)行水分吹脫,可以使更多的水分以水蒸氣的形式逸散,從而減少滲濾液的生成量(圖3a).實(shí)驗(yàn)組A、B和C以水蒸氣的形式去除的水分含量分別占到了總?cè)コ康?1％、52％和47％.實(shí)驗(yàn)組B高于組C的情況,這可能是由于通風(fēng)方式引起的差異.

圖3　好氧預(yù)處理不同階段水分和VS的去除情況Fig.3 Removal of water and VS content under different stages of pre-aeration

不同實(shí)驗(yàn)組在VS去除效率方面表現(xiàn)出一定差異(圖3b).在主要的溫度控制階段(0～10d),實(shí)驗(yàn)組A 的VS去除量為570g/kg VS,占總VS去除量的96％.而中溫狀態(tài)導(dǎo)致VS的去除相對滯后(實(shí)驗(yàn)組B和C),在10d的時(shí)間里,其VS去除量分別為516和478g/kg VS,占總VS去除量的87％和83％,均小于A組的情況.繼續(xù)延長預(yù)處理時(shí)間至14d,實(shí)驗(yàn)所設(shè)的兩種溫度范圍并沒有對VS總?cè)コ十a(chǎn)生明顯影響,3個(gè)實(shí)驗(yàn)組的VS去除率分別為58.9％、59.2％ 和57.5％.Adani等[6]在對生活垃圾生物干化工藝的研究中也得到了相似的結(jié)果,不同溫度控制組在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中(14d)總VS去除率差距不大.

以溫度為調(diào)控目標(biāo),通過通風(fēng)量的改變來控制堆體溫度,從而調(diào)節(jié)有機(jī)物和水分的代謝規(guī)律是生物質(zhì)堆肥控制的一種重要機(jī)制.通風(fēng)操作為好氧微生物代謝提供所需的氧氣,采用更大程度的通風(fēng)可以使堆體降溫,同時(shí)使更多的垃圾水分以氣體的形式逸散,這在本文(圖3)和之前的報(bào)道中都有所體現(xiàn)[21-22].Zhou等[23]在污泥堆肥試驗(yàn)中運(yùn)用模型解釋了通風(fēng)量對于堆體溫度、水分去除和VS降解的影響,認(rèn)為高通風(fēng)量可以顯著降低堆體溫度,但是當(dāng)通風(fēng)量達(dá)到一定程度之后,繼續(xù)提高通風(fēng)對于水分的吹脫和VS降解沒有額外效果,這與本文的實(shí)驗(yàn)結(jié)果基本一致(圖3).一般認(rèn)為,控制通風(fēng)量在0.04～3.0L/(min·kg) (以VS計(jì))即可為堆體提供充足氧氣[20,24].溫度變化是好氧堆肥過程中微生物更替的重要驅(qū)動(dòng)力.多數(shù)研究認(rèn)為控制堆體溫度在50～60℃,可以有效地加速有機(jī)物的降解速度[25].Zhang等[26]對生活垃圾生物干化過程中酶活性進(jìn)行了研究,結(jié)果發(fā)現(xiàn)在反應(yīng)開始后6d左右,堆體中蛋白酶、脂肪酶、淀粉酶達(dá)到最大值,此時(shí)堆體溫度基本維持在50～ 55℃范圍內(nèi).然而不同的研究結(jié)果存在一定的差異性.例如Liang等[27]認(rèn)為維持堆體溫度在43℃能夠明顯加速污泥代謝的耗氧速率,這可能是底物組成不同造成的.結(jié)合本文的研究結(jié)果來看,預(yù)處理前期維持合適的供風(fēng)量,使堆體溫度自然升溫到50～55℃,并維持一段時(shí)間(1～2d),可以為易腐生活垃圾短期快速礦化提供適宜條件(實(shí)驗(yàn)組A的情況).然而繼續(xù)延長預(yù)處理時(shí)間至10d和14d,實(shí)驗(yàn)A組VS去除僅提高了14％和18％,同時(shí)水分去除量增加了34％和47％,但相應(yīng)通風(fēng)能耗增加了105％和150％,成本-效益大幅降低.

2.3 垃圾固相有機(jī)組分的變化情況

碳水化合物、粗蛋白、粗脂肪和纖維素構(gòu)成了本研究模擬有機(jī)垃圾的主要有機(jī)組分,而木質(zhì)素含量相對較少(表1).

圖4　有機(jī)組分的去除情況Fig.4 Organic components change during the treatment

如圖4可知,整個(gè)實(shí)驗(yàn)周期內(nèi)(0～14d)各有機(jī)組分去除量從高到低依次為:碳水化合物>蛋白質(zhì)>脂肪>木質(zhì)纖維素.不同有機(jī)組分的降解主要發(fā)生在反應(yīng)前期(0～6d),構(gòu)成了VS變化的主要原因(圖3).作為有機(jī)垃圾中主要的易降解物質(zhì),實(shí)驗(yàn)組A和B碳水化合物、蛋白質(zhì)和脂肪在這一階段的去除率分別達(dá)到47％、64％、66％和40％、58％、70％.碳水化合物和蛋白質(zhì)的降解發(fā)生在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中(0～14d);而脂肪的代謝更傾向于反應(yīng)前、中期(0～10d),后期的變化不明顯;相比之下,木質(zhì)纖維素降解量的23％～26％來自于反應(yīng)的中、后期(7～14d),此時(shí)較高的纖維素含量和易降解碳源的缺失使得該物質(zhì)成為生物代謝的重要底物.實(shí)驗(yàn)前、中期蛋白質(zhì)的大量去除和木質(zhì)纖維素的相對富集導(dǎo)致物料C/N有所升高.至好氧預(yù)處理第10d,實(shí)驗(yàn)組A和B物料C/N分別達(dá)到27:1和27.4:1.然而繼續(xù)延長預(yù)處理時(shí)間至14d,實(shí)驗(yàn)組A 和B物料C/N趨于下降,分別為26.2:1和24.9:1.上述結(jié)果說明,垃圾經(jīng)短期好氧預(yù)處理后,一方面可以保留部分有機(jī)物以滿足后續(xù)厭氧產(chǎn)氣的需要;另一方面,短期好氧預(yù)處理有助于對垃圾中過量的氮素形成去除,在一定程度上調(diào)節(jié)了高氮低碳垃圾的C/N,有利于垃圾后續(xù)的厭氧產(chǎn)氣.

通過通風(fēng)對堆體溫度進(jìn)行控制,可以在一定程度上對微生物的優(yōu)勢種群進(jìn)行篩選,結(jié)合其他物化條件的變化(通風(fēng)和物質(zhì)組成等),有望對不同有機(jī)組分的代謝速率產(chǎn)生影響[28-29],這也是本文嘗試在填埋短期好氧預(yù)處理過程中通過控制堆體溫度差異從而達(dá)到有機(jī)物選擇性去除的理論基礎(chǔ).邵立明等[30]認(rèn)為,對于好氧生物處理最適溫度的選擇,更合適的做法是根據(jù)底物的類型進(jìn)行判斷.例如對于易腐類蔬菜廢棄物來說,其在高溫狀況(55℃)下的代謝要遠(yuǎn)高于中溫(37℃)的情況下;而對于處理高木質(zhì)纖維素含量的蔬菜廢物來說,中溫條件(37℃)反而有利于纖維素的降解.Eklind等[29]認(rèn)為嗜熱微生物更傾向于利用淀粉和脂肪作為主要碳源;而當(dāng)堆體進(jìn)入到降溫和腐熟階段時(shí),半纖維素和纖維素將成為主要底物.Raut等[31]對好氧生物處理過程中酶的活性進(jìn)行研究,認(rèn)為碳水化合物和脂肪的水解產(chǎn)物是好氧生物處理前期的主要碳源,并且不同處理之間堆體淀粉酶和磷脂酶變化趨勢基本一致;而蛋白酶和纖維素酶的活性在整個(gè)實(shí)驗(yàn)周期內(nèi)逐步提高.從本文的研究結(jié)果來看,通過溫度調(diào)控對于垃圾可降解組分選擇性去除效果因有機(jī)物組分的不同而異:高溫條件(50～55℃) 使反應(yīng)前期碳水化合物降解速率有所增加,但是對于粗蛋白代謝的影響不顯著,而粗脂肪在中溫狀態(tài)(42～47℃)下降解效率更高.同時(shí),高溫在一定程度上促進(jìn)了木質(zhì)纖維素類物質(zhì)在反應(yīng)中期的降解,但從整個(gè)反應(yīng)過程來看(0～14d),堆體長時(shí)間處于中溫狀態(tài)會(huì)增加木質(zhì)纖維素類物質(zhì)的消耗.因此,控制填埋短期好氧預(yù)處理周期為6d,一方面大部分小分子有機(jī)物在這一階段發(fā)生降解,特別是蛋白類物質(zhì)大量代謝,有助于后續(xù)填埋過程中惡臭氣體的消減(氨氣、硫化氫等);另一方面,在這一階段纖維類物質(zhì)降解較少,相對被富集,可以作為后續(xù)填埋過程的主要碳源.另外,為實(shí)現(xiàn)上述目標(biāo),實(shí)驗(yàn)組A的效果要優(yōu)于實(shí)驗(yàn)組B的情況,因此盡可能維持垃圾堆體處于高溫狀態(tài)(50～55℃)比控制堆體處于中溫狀態(tài)(42～47℃)更適合作為生活垃圾填埋短期好氧預(yù)處理的工藝參數(shù).

圖5　實(shí)驗(yàn)組A和B預(yù)處理樣品WEOM三維熒光特性隨時(shí)間的變化情況Fig.5 Three-dimensional excitation emission matrix fluorescence spectroscopies of WEOM at different stages of short-term aerobic pretreatment in trial A and B

2.4 預(yù)處理產(chǎn)物水溶性有機(jī)物的熒光特征

三維熒光技術(shù)體現(xiàn)的是熒光強(qiáng)度隨熒光激發(fā)和發(fā)射波長同時(shí)間變化的信息,該技術(shù)可為生物處理過程溶解性有機(jī)物變化提供直觀、快速的測量方法,各種熒光峰強(qiáng)度的變化、位置的紅移、新峰的生成和過渡峰的消失代表著熒光物質(zhì)產(chǎn)生和降解的過程.選取實(shí)驗(yàn)組A和B為研究對象,通過對其預(yù)處理后固相產(chǎn)物的水溶性有機(jī)化合物(WEOM)三維熒光特性進(jìn)行測試,對比分析堆體溫度對于垃圾有機(jī)物降解的影響,結(jié)果見圖5.

根據(jù)Chen等[32]的研究,熒光圖譜可以根據(jù)熒光物質(zhì)的種類和位置劃分成5個(gè)區(qū)域:芳香類蛋白-I(區(qū)域I:Ex<330nm,Em<250nm);芳香類蛋白-II(區(qū)域II:330nm380nm,Em<250nm);類微生物代謝副產(chǎn)物(區(qū)域IV:Ex<380nm,Em>250nm);類腐殖酸(區(qū)域V:Ex>380nm,Em>250nm).從圖5中可以看出,原始樣品由于未經(jīng)微生物作用,其中具有熒光效應(yīng)的WEOM較少,并未形成明顯的熒光峰,Ⅰ、Ⅱ、Ⅳ區(qū)微弱的熒光反應(yīng)均屬于類蛋白熒光峰.隨著微生物活性逐漸增強(qiáng),物料中蛋白質(zhì)和脂類物質(zhì)開始大量代謝,熒光效應(yīng)發(fā)生顯著變化.對比實(shí)驗(yàn)組A和B處理6d的情況,其WEOM熒光峰強(qiáng)度均較原始物料顯著增加.Ⅰ和Ⅳ區(qū)最大熒光峰位置出現(xiàn)在225/305nm(Ex/Em,下同)、275/310nm和275/344nm處.這三處特征峰分別代表酪氨酸、類酪氨酸以及類色氨酸或者可溶性微生物代謝副產(chǎn)物等.實(shí)驗(yàn)組A在Ⅳ區(qū)的熒光峰強(qiáng)度要高于實(shí)驗(yàn)組B的情況,特別是在275/ 346nm處最為明顯.這說明在50～55℃狀態(tài)下(實(shí)驗(yàn)組A)微生物的活性更強(qiáng),更利于有機(jī)物質(zhì)的代謝,研究結(jié)果與VS去除(圖3)相一致.兩個(gè)處理組均在325/425nm 附近(Ⅴ區(qū))形成新的熒光峰,盡管該峰的最大峰位置難以確定,此類峰屬于類胡敏酸熒光峰,說明短期好氧處理過程中腐殖化現(xiàn)象已開始出現(xiàn).對比實(shí)驗(yàn)組A和B處理10d的情況,其樣品WEOM在熒光強(qiáng)度和形狀上并沒有顯著的區(qū)別,然而兩個(gè)樣品WEOM在V區(qū)類胡敏酸熒光峰的強(qiáng)度均大于6d的情況.這說明結(jié)構(gòu)簡單類蛋白物質(zhì)繼續(xù)向復(fù)雜的類胡敏酸物質(zhì)過度[33-34].經(jīng)過14d的好氧生物處理,實(shí)驗(yàn)組A和B樣品中WEOM中結(jié)構(gòu)簡單的類蛋白物質(zhì)熒光峰已減弱至消失.相對于實(shí)驗(yàn)組B的情況,實(shí)驗(yàn)組A在Ⅴ區(qū)的最大熒光峰位置的發(fā)射波長(Em)發(fā)生了5～6nm的紅移,說明樣品WEOM中苯環(huán)含量越多,穩(wěn)定化程度更高.

從上述結(jié)果可以看出,不同預(yù)處理時(shí)間(或程度)垃圾的WEOM熒光特性呈現(xiàn)一定規(guī)律性,以熒光手段評價(jià)短期預(yù)處理進(jìn)程具有可行性.但是如何確定相關(guān)定性和定量的評價(jià)指標(biāo)或是閾值,還需要進(jìn)一步研究.

3 結(jié)論

3.1 生活垃圾填埋短期好氧預(yù)處理過程VS和水分去除主要發(fā)生在反應(yīng)前期.特別是垃圾堆體升溫到50～55℃后保持一段時(shí)間,其VS和水分去除率在6d的時(shí)間內(nèi)分別達(dá)到總?cè)コ实?5％和68％,效果明顯優(yōu)于控制在中溫(42～47℃)時(shí)的情況.隨著預(yù)處理時(shí)間的增加,兩種溫度和通風(fēng)協(xié)同控制條件下垃圾VS和水分去除率逐漸接近,最終結(jié)果差異不明顯.

3.2 反應(yīng)前期的高溫狀態(tài)(50～55℃)有利于促進(jìn)垃圾中碳水化合物的降解,而對粗蛋白代謝的影響并不明顯;而中溫狀態(tài)(42～47℃)更適合粗脂肪和木質(zhì)纖維素的降解.

3.3 通風(fēng)量的調(diào)整可以顯著控制堆體溫度,增大通風(fēng)量可以使更多的水分以氣體的形式排出.同時(shí),延長通風(fēng)時(shí)間比單純增大單位時(shí)間通風(fēng)量能夠更好的起到布?xì)夂投洋w降溫的作用.

3.4 水溶性有機(jī)物的三維熒光特性隨預(yù)處理時(shí)間發(fā)生顯著變化,高溫狀態(tài)(50～55℃)有助于增強(qiáng)產(chǎn)物水溶性有機(jī)化合物在Ⅳ區(qū)的熒光強(qiáng)度.而在短期生物好氧預(yù)處理過程中,腐殖酸類物質(zhì)形成十分有限.

參考文獻(xiàn)：

[1] 徐 亞,顏湘華,董 路,等.基于Landsim的填埋場長期滲漏的污染風(fēng)險(xiǎn)評價(jià) [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2014,34(5):1355-1360.

[2] Yue D, Han B, Sun Y, et al. Sulfide emissions from different areas of a municipal solid waste landfill in China [J]. Waste Management, 2014,34(6):1041-1044.

[3] 郭汝陽,陳云敏,李育超,等.考慮pH值和揮發(fā)性脂肪酸影響的填埋城市固廢厭氧降解模型 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2015,35(1):147-156.

[4] Scaglia B, Salati S, Di Gregorio A, et al. Short mechanical biological treatment of municipal solid waste allows landfill impact reduction saving waste energy content [J]. Bioresource Technology, 2013,143:131-138.

[5] Cossu R, Lai T, Pivnenko K. Waste washing pre-treatment of municipal and special waste [J]. J. Hazardous Materials, 2012, 207-208:65-72.

[6] Adani F, Baido D, Calcaterra E, et al. The influence of biomass temperature on biostabilization–biodrying of municipal solid waste [J]. Bioresource Technology, 2002,83:173-179.

[7] Grilli S, Giordano A, Spagni A. Stabilisation of biodried municipal solid waste fine fraction in landfill bioreactor [J]. Waste Management, 2012,32(9):1678-1684.

[8] Norbu T, Visvanathan C, Basnayake B. Pretreatment of municipal solid waste prior to landfilling [J]. Waste Management, 2005, 25(10):997-1003.

[9] Montejo C, Tonini D, Márquez M D C, et al. Mechanical–biological treatment: Performance and potentials. An LCA of 8MBT plants including waste characterization [J]. Journal of Environmental Management, 2013,128:661-673.

[10] Von Felde D, Heiko D. Full-scale experiences with mechanical–biological pretreatment of municipal solid waste and landfilling [J]. Waste Management and Research, 1999,17(6):520-526.

[11] Qi G, Yue D, Liu J, et al. Impact assessment of intermediate soil cover on landfill stabilization by characterizing landfilled municipal solid waste [J]. Journal of Environmental Management, 2013,128:259-265.

[12] Zheng W, Khamphe P, Lu F, et al. Evaluation of a classification method for biodegradable solid wastes using anaerobic degradation parameters [J]. Waste Management, 2013,33:2632-2640.

[13] 何品晶,邵正浩,張冬青,等.垃圾生物穩(wěn)定化預(yù)處理中填埋污染潛力的變化 [J]. 同濟(jì)大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2009,37(6):791-795.

[14] Gerassimidou S, Evangelou A, Komilis D. Aerobic biological pretreatment of municipal solid waste with a high content of putrescibles: effect on landfill emissions [J]. Waste Management and Research, 2013,31(8):783-791.

[15] Mansour A A, Motte A, Pallier V, et al. Assessment of the aerobic preparation and bottom ash addition as pretreatment steps before landfilling: Impact on methanogenesis kinetics and leachate parameters [J]. Waste Management, 2012,32:1864-1872.

[16] 黃文雄,蘇紅玉,黃丹丹,等.通風(fēng)方式對高含水率垃圾生物干化的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2012,32(8):1480-1486.

[17] 楊 列,陳朱蕾,唐素琴,等.生物預(yù)處理過程中有機(jī)質(zhì)與水分對垃圾熱值影響研究 [J]. 環(huán)境衛(wèi)生工程, 2014,22(4):19-21.

[18] Martínez-Valdez F J, Martínez-Ramírez C, Martínez-Montiel L, et al. Rapid mineralisation of the organic fraction of municipal solid waste [J]. Bioresource Technology, 2015,180:112-118.

[19] He X, Xi B, Wei Z, et al. Spectroscopic characterization of water extractable organic matter during composting of municipal solid waste [J]. Chemosphere. 2011,82(4):541-548.

[20] Ahn H K, Richard T L, Choi H L. Mass and thermal balance during composting of a poultry manure—Wood shavings mixture at different aeration rates [J]. Process Biochemistry, 2007,42(2):215-223.

[21] Cai L, Chen T B, Gao D, et al. Influence of forced air volume on water evaporation during sewage sludge bio-drying [J]. Water Research, 2013,47:4767-4773.

[22] Zhao L, Gu W, He P, et al. Effect of air-flow rate and turning frequency on bio-drying of dewatered sludge [J]. Water Research, 2010,44:6144-6152.

[23] Zhou H, Chen T, Gao D, et al. Simulation of water removal process and optimization of aeration strategy in sewage sludge composting [J]. Biores. Technol., 2014,171:452-460.

[24] Guo R, Li G, Jiang T, et al. Effect of aeration rate, C/N ratio and moisture content on the stability and maturity of compost [J]. Biores. Technol., 2012,112:171-178.

[25] Mondini C, Fornasier F, Sinicco T. Enzymatic activity as a parameter for the characterization of the composting process [J]. Soil Biology and Biochemistry, 2004,36(10):1587-1594.

[26] Zhang D, He P, Shao L, et al. Biodrying of municipal solid waste with high water content by combined hydrolytic-aerobic technology [J]. J. Environ. Sci.-China, 2008,20(12):1534-1540.

[27] Liang C, Das K C, Mcclendon R W. The influence of temperature and moisture contents regimes on the aerobic microbial activity of a biosolids composting blend [J]. Biores. Technol., 2003, 86(2):131-137.

[28] Steger K, Jarvis ?, Vasara T, et al. Effects of differing temperature management on development of Actinobacteria populations during composting [J]. Research in Microbiology, 2007,158(7):617-624.

[29] Eklind Y, Sundberg C, Sm?rs S, et al. Carbon Turnover and Ammonia Emissions during Composting of Biowaste at Different Temperatures [J]. J. Environ. Quality, 2007,36(5):1512-1520.

[30] 邵立明,何品晶,陳活虎.生物質(zhì)分類表征溫度對蔬菜廢物好氧降解過程的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2006,26(8):1302-1307.

[31] Raut M P, Prince William S P M, Bhattacharyya J K, et al. Microbial dynamics and enzyme activities during rapid composting of municipal solid waste – A compost maturity analysis perspective [J]. Biores. Technol., 2008,99(14):6512–6519.

[32] Chen W, Westerhoff P, Leenheer J A, et al. Fluorescence Excitation?Emission Matrix Regional Integration to Quantify Spectra for Dissolved Organic Matter [J]. Environental Science & Technology, 2003,37(24):5701-5710.

[33] 姚 波,席北斗,魏自民,等.不同接種方式對生活垃圾堆肥水溶性有機(jī)物熒光特性影響 [J]. 光譜學(xué)與光譜分析, 2011,31(3): 714-718.

[34] 何小松,席北斗,魏自民,等.堆放垃圾滲濾液水溶性有機(jī)物的熒光特性 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2010,30(6):752-757.

Optimization of short-term aerobic pretreatment process for municipal solid waste landfilling.

NI Zhe, LIU Jian-guo*, ZHOU Tian-hang, ZHANG Ming-wu (Key Laboratory for Solid Waste Management and Environment Safety, Ministry of Education, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China). China Environmental Science, 2016,36(2)：476～484

Abstract：Synergetic effect of aeration and pile temperature on VS and water content removal and biochemical components degradation during short-term aerobic pretreatment process prior to municipal solid waste (MSW) landfilling were investigated. Simulated organic fraction of MSW (OFMSW) was used as substrate. The results showed that VS rapid degradation was obviously occurred in the initial stage (0～6d), accounting for 68％～85％ of total VS degraded in the whole experimental period; simultaneously, approximate 15％～26％ water was removed in the forms of leachate and vapor, and extending aeration time could evaporate more water. In the initial stage, the temperature of pile increased to thermophilic condition (50 to 55℃) by self-heating, which was more beneficial for carbohydrates degradation than the mesophilic condition (42 to 47℃) of the controlled pile, while was insignificant to crude protein degradation. Yet, crude fat and lignocellulose have higher degradation rate under mesophilic condition (42 to 47℃). As the pretreatment period extended to 14 days, different synergetic operations combined aeration and pile temperature exhibited minor difference on the removal of VS and moisture. This study showed that a 6 day aerobic process with the pile temperature between 50 to 55℃ was a cost-efficient pretreatment method prior to MSW landfilling.

Key words：municipal solid waste landfilling；short-term aerobic pretreatment；synergetic effect of temperature and aeration；organic components change；three-dimensional excitation emission matrix fluorescence spectroscopy

作者簡介：倪 哲(1985-),男,山東淄博人,清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院博士研究生,主要從事生活垃圾可持續(xù)填埋工藝集成和強(qiáng)化產(chǎn)氣方面的研究.發(fā)表論文6篇.

基金項(xiàng)目：國家自然科學(xué)基金(51478240)

收稿日期：2015-07-10

中圖分類號：X705

文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A

文章編號：1000-6923(2016)02-0476-09