基于物質流分析餐廚垃圾厭氧消化工藝的問題與對策*

呂 凡，章 驊，邵立明，何品晶

（1.同濟大學固體廢物處理與資源化研究所，上海 200092；2.住房和城鄉建設部村鎮建設司農村生活垃圾處理技術研究與培訓中心，上海 200092）

·本刊特稿·

基于物質流分析餐廚垃圾厭氧消化工藝的問題與對策*

呂 凡1，2，章 驊1，2，邵立明1，2，何品晶1，2

（1.同濟大學固體廢物處理與資源化研究所，上海 200092；2.住房和城鄉建設部村鎮建設司農村生活垃圾處理技術研究與培訓中心，上海 200092）

采用物質流分析方法，評估了我國現有餐飲垃圾和廚余垃圾厭氧消化的9種典型工藝模式，估算了氣、液、固三相產物和殘余物產生量，計算了物料在預處理、厭氧消化、固液分離、污水處理等主要技術單元的物流分配，分析了這些工藝模式的特點和局限性。物質流分析結果表明，厭氧消化和沼液處理成為調控物流分配的核心單元；改善干式厭氧消化技術和高穩定沼液資源利用技術的整合水平，是化解廢物流通量隨處理流程持續增加的關鍵；而干式厭氧消化技術的應用受到沼渣和沼液處理脫水污泥的消納出路限制；預處理和液體回流等單元環節均有優化空間。因此，應從城市固體廢物全系統管理（包括與污水處理的銜接）的角度，綜合應用物質流分析等決策工具，認識餐廚垃圾處理廠在環境管理和生態保護中的作用。

餐廚垃圾；餐飲垃圾；廚余垃圾；厭氧消化；物質流分析；干式消化；濕式消化

“十二五”期間，由于“地溝油”問題、鼓勵可再生能源發展等背景，餐飲垃圾分流處理被列為國家重要的規劃領域。從2011年至2015年，國家發展和改革委員會分5批共設置了100個“餐廚廢棄物資源化利用和無害化處理試點城市”。除了國家頒布的一系列鼓勵政策文件，多個試點城市也專門出臺了餐廚垃圾管理辦法或條例。目前，全國已投運、在建、籌建的50 t/d規模以上餐廚垃圾處理項目至少有118座，這些處理設施中有76.1%采用厭氧消化技術，14.1%為好氧發酵，6.4%為制飼料等［1］。因此，厭氧消化是目前我國餐飲垃圾處理的主流技術。而且，廚余垃圾采用厭氧消化技術處理也已經提上了日程。但是，已建的餐廚垃圾厭氧消化廠的運營狀況不盡理想、亟待提升。除了存在預處理工藝復雜、占地面積大、二次污染控制不理想，以及主體厭氧消化單元效率低等直接的技術問題外，厭氧消化工藝的選擇、優化控制、前后端技術銜接、厭氧消化的綜合經濟和環境效益、厭氧消化技術在城市固體廢物管理體系中的作用等問題，均尚未明晰。

物質流分析 （Material Flow Analysis， MFA；或，Substance FlowAnalysis，SFA）是固體廢物管理的主要研究方法之一，常用于決策區域生活垃圾的收集路線和處理技術［2］，評估廢物的資源和能源轉化效益［3-4］，規劃固體廢物管理框架［5-6］，比較不同工藝類別處理技術的技術經濟可行性［7］，評估污染物在收運體系［8］和處理工藝流程［9-10］上的分布。

因此，筆者根據我國已投運餐廚垃圾厭氧消化處理廠、中試工程的部分實際運營數據，已建、在建或籌建項目的設計文件、現場考察，以及與現場工作人員的交流等方式獲得的各類氣、液、固物料量和性質信息，采用物質流分析方法，評估了我國現有餐飲垃圾和廚余垃圾厭氧消化典型工藝模式的沼氣、沼液和沼渣產生量，總結了這些工藝模式的特點和局限性。在此基礎上，分析和探討了厭氧消化技術在我國維持可持續發展的技術優化思路，以及其在城市固體廢物管理系統中的定位。

1 我國餐廚垃圾厭氧消化技術的代表性工藝模式

1.1 餐飲垃圾厭氧消化處理工藝

我國已基本形成了處理餐飲垃圾的統一工藝技術路線，即：預處理制漿液提油+漿液濕式厭氧消化。

餐飲垃圾進入接收輸送稱重系統后，先進入預處理工序，去除雜質，并均化制漿。典型的預處理工序為：（粗大） 雜物（料）分選機（去除金屬、玻璃、竹木、布料等雜質；典型工序為破袋篩分+磁選機+破碎機+分選機）+制漿分選機（去除塑料等輕物質雜質，并均化制漿得到6～8mm粒徑物料）+濕熱水解反應器（滅菌析油）+除砂+三相分離（分別獲得固、水、油三相，固相經研磨機或二次打漿進一步粉碎至2 mm，與水相混合得到漿液）+均質池（均質、貯存、初步水解、除浮渣纖維雜質等）。制漿方法為打漿或壓榨擠漿。目前，國內已建成的餐飲垃圾處理廠的預處理工藝主要類型有：兩級分揀+破碎制漿工藝；粗破碎+水力制漿工藝；機械破碎+濕熱水解工藝；水力旋篩+研磨制漿工藝；自動分選+擠壓脫水工藝；液壓壓榨工藝［11］。

經上述預處理后獲得的漿液含固率為8%～10%（wt），其中，有機物含量為60%～90%（dw）；進入濕式厭氧消化工序，多采用CSTR或UBF反應器，該工序出料為沼氣和消化液。

消化液全量進入污水處理系統；或經固液分離出沼渣后，沼液再進入污水處理系統。制漿需要外加水，對垃圾進行稀釋（稀釋水添加位點：垃圾接收料斗、制漿器、除砂裝置），通常采用車輛沖洗水、工藝廢水或沼液為稀釋水源。濕熱水解反應器、厭氧消化罐、毛油制粗脂肪酸甲酯系統3處還需外加蒸汽用于濕熱水解，或消化罐直接加熱的蒸汽也能起到部分稀釋水的作用。

1.2 廚余垃圾厭氧消化處理工藝

廚余垃圾，指的是城市生活垃圾分類收集后獲得的廚余組分；或混合收集的生活垃圾在廠內進行機械分選后獲得的廚余組分；以及集貿市場產生的果蔬垃圾。已建、在建或計劃建設項目中采用的處理工藝可分為同樣是制漿后再濕式厭氧消化及干式厭氧消化2類。

1）預處理制漿液+漿液濕式厭氧消化。

預處理工序通常包括如下環節：破袋+滾筒篩（去除大尺寸雜質）+磁選機（去除金屬）+破碎機（破碎至50 mm以下）+分選機（去除塑料等雜物，并破碎至20 mm以下）+水解制漿（制漿，并分離大顆粒殘渣）+除砂（去除小顆粒沙礫、骨頭） +水解均質（初步水解、均質、去除浮渣）。與餐飲垃圾相比，廚余垃圾的預處理工序因不除油而無需濕熱水解和三相分離。不過有些項目為了加速有機物水解速率，也采用熱水解+水洗+兩級壓榨制漿的預處理工藝。

經上述預處理后獲得的漿液含固率為8%～10%（wt），其中有機物含量為55%～90%（dw）；進入濕式厭氧消化工序。消化液經固液分離出沼渣后，沼液進入污水處理系統。

2）預處理除雜+生物質干式厭氧消化。

預處理工序通常包括如下環節：破袋+滾筒篩（去除大尺寸雜質）+磁選機（去除金屬）+破碎機（破碎至50 mm以下）+分選機（去除塑料等雜物，并破碎至20 mm以下）。與預處理制漿工藝相比，減少了水解制漿和除砂的步驟。因此，細顆粒沙礫、石塊、骨頭等會隨生物質進入厭氧消化罐。

經預處理除雜后，生物質的含固率約為30%（wt），根據后續干式厭氧消化罐的物料含固率要求，利用沼液稀釋至15%～25%（wt），或者維持原狀不稀釋直接進入干式厭氧消化罐。干式厭氧消化常為連續式推流工藝，多為高溫厭氧消化工藝。

3）垃圾干式厭氧消化+后處理除雜。

預處理僅作簡單的稱重、破袋、破碎、輸送后，垃圾全量進入干式厭氧消化罐。干式厭氧消化常為批式進出料。消化殘余物再進行機械后處理除雜。

該工藝厭氧消化段的有機物降解率要低于純生物質進料的濕式或干式厭氧消化，但同時也避免了前段預處理導致的部分生物質損失。消化殘余物進行后處理除雜過程的二次污染，如臭氣和污水滴漏較為嚴重。上述工藝模式的典型工藝設計參數如表1所示。

表1 我國餐廚垃圾厭氧消化工藝單元的典型設計參數

2 物質流分析的參數取值依據

下述物質流分析基于100 t/d的餐廚垃圾處理規模。物質流分析的系統輸入物流包括：餐飲垃圾或廚余垃圾、沖洗水和蒸汽、脫水藥劑；系統輸出物流包括：雜質、毛油、沼氣、沼渣、污水處理出水、污水處理后的脫水污泥。系統輸出物流中未設置沼液一項，這是因為，盡管沼液被認為富含氮、磷、腐殖質［12］，可作為液態肥料，但我國的實際應用中，目前均是被當作高濃度污水處理，自建或利用周邊已有的污水處理設施；執行的外排出水水質標準為GB 16889—2008生活垃圾填埋場污染控制標準、DB 31/445—2009污水排入城鎮下水道水質標準、GB/T 18920—2002城市污水再生利用城市雜用水水質或GB 8978—1996污水綜合排放標準三級標準。

2.1 雜質

餐飲垃圾的雜質含量設計值為6%～15%（wt），但實際的季節性變化很大，檢測值為1.97%～32.85%（15.10%±9.53%） （wt），呈現春、秋、冬三季雜質量少、夏季雜質量多的規律［13］；全系統的雜質分離量為4～10 t/d；這些雜質主要包括塑料餐具、泡沫輕物質、竹木、金屬、砂石、骨類和貝殼等。廚余垃圾的雜質含量設計值為30%～35%（wt）；全系統雜質分離量約30 t/d；塑料袋、竹木、纖維制品、金屬、生活日用品、砂石和玻璃等是主要的雜質種類。目前，雜質（除金屬外）的去向均是填埋或焚燒。分離出塑料的含水率高，仍有相當的有機物殘留，不太適合做塑料粒，導致再生塑料廠家不愿意回收利用。

2.2 毛油

由于飲食習慣，我國餐飲垃圾的含油量較高。基于對影響后續厭氧消化過程的擔心，以及期望收獲油脂，因此，餐飲垃圾的處理工藝幾乎都設置了油水分離環節。油脂提純方式包括：①人工撈油，油相含油率約40%（wt）；②三相分離機，得到水相、油相和渣相，油相含油率約60%（wt）；③三相分離機+立式離心機，油相再經升溫至80～85℃后進入立式離心機，得到純度約 98%（wt）的毛油［11］。根據常州市餐廚廢棄物應急處理工程近3 a的運行數據［11］，餐飲垃圾的平均含油率為2%（wt），利用“蒸汽+三相分離機+立式離心機”方法的平均提油率為88.56%，即毛油得率1.78 t/d，毛油含油率均值98.2%（wt）。餐飲垃圾項目一般與廢棄油脂處理項目共建，廢棄油脂處理量（或設計收集量）約為餐飲垃圾的4%～17%（wt）。廢棄油脂的含水率約68%（wt）。廢棄油脂制脂肪酸甲酯（聯產甘油、丙三醇、粗甲酯） 的工藝（如，酸堿聯合催化法）相對成熟，在此不做討論。

2.3 沼氣

餐飲垃圾的沼氣產率設計值約7～8 t/d，廚余垃圾為10～11 t/d。但是，目前缺少實際連續穩定的運行數據。沼氣產率取決于厭氧消化效率，工程在設計時，停留時間取低值（15～20 d）、有機負荷取高值（6～8 kg/m3），會造成實際厭氧消化效率遠低于設計預期，工藝運行不穩定，沼氣、沼渣和沼液的產量與性質都會受到影響。

2.4 漿液

雖然我國為了發展會計信息化工作，已經發布了一系列國家標準，但是相關法規和標準并不健全，尤其在網絡信息安全監管方面十分滯后，并沒有相關法律保護受侵犯者的合法權益。

包括擠壓脫水預處理后獲得漿液，或者厭氧消化后形成的消化液。漿液/消化液進一步固液分離后獲得沼渣（生物質殘渣）和沼液（或污水）。根據常州項目的運行數據［11，14］，擠壓脫水預處理后獲得漿液的水質為：CODCr21 300～86 000（54 763± 135 82）mg/L，氨氮30～460（164±96）mg/L，總氮482～1 920（1 171±291）mg/L，總磷120～391（242± 61）mg/L。采用熱水解壓榨固液分離后濃漿物料的有機物濃度更高，CODCr可達70 000～130 000 mg/L，TS為8%～15%（wt）。消化液經固液分離后的沼液水質典型工藝設計值是：CODCr10 000～30 000 mg/L，BOD55 000～8 000 mg/L（B/C=0.3～0.4），SS 5%～10%（wt），pH6～9，氨氮2000～3200mg/L，TP100～160mg/L。國外餐飲垃圾厭氧消化殘余物（包括沼液和沼渣）的運行結果是［15］：CODCr43887（34067～53707）mg/L，BOD58769（6437～11100）mg/L，TS4.5%（2.7%～6.8%）（wt），VS69%（68.3%～69.6%）（dw），pH 8.4（8.3～8.4），酸值（以CaO%計）26.1%（23.1%～29.1%）（wt），氨氮10.5%（5.5%～16.0%）（dw）（相當于4725mg/L），總磷TP0.7%（0.3%～2%）（dw）（相當于315mg/L）。

2.5 沼渣

沼渣的濕基產量與其含固率密切相關，取決于漿液/消化液的固液分離效率。漿液的固液分離方式有：帶式壓濾、螺桿擠壓和離心脫水。國外的工程實踐表明，食品廢物厭氧消化殘余物采用上述3種脫水方式獲得的沼渣含固率分別為8.7%～9.5%（wt）、12.9%～14.0%（wt） 和22.3%～24.3%（wt）［16］。我國已知工程大多數采用螺桿擠壓方式，設計值為沼渣含固率80%（wt）；已有工程的沼渣含固率為25%（wt）；常州市餐廚廢棄物應急處理工程制得的生物質殘渣含固率可達35%（wt）［17-18］。螺桿擠壓效率與螺距、螺桿數、擠壓時間、轉數、篩網孔徑、藥劑量等有關。而熱水解污泥和餐飲垃圾混合消化后的殘余物脫水性能整體劣化［19-20］。無論是餐飲垃圾還是廚余垃圾，隨著厭氧消化的進行，消化殘余物的脫水性能均會逐漸劣化，特別是在厭氧消化6～8 d（處于水解階段）時物料的脫水性能最差［19］。餐飲垃圾消化殘余物的脫水性能要差于廚余垃圾［19］。

3 不同工藝模式的物質流分析

3.1 餐飲垃圾：預處理制漿液提油+漿液濕式厭氧消化

該工藝的典型物流桑基圖如圖1～3所示。圖1中的消化液全量作為污水處理；圖2中的消化液經固液分離后，分離出沼渣，僅沼液作為污水處理，因此，進入污水處理廠的液體CODCr濃度有所降低；圖3中考慮了沼渣分離和沼液部分回流。圖中的數值均以濕基為計量基準，括號內數值為物料的含水率，連接線的線寬與物質量大小相對應。以處理100 t/d的餐飲垃圾為基準，厭氧消化單元有機物降解率設為80%，3種方案的系統總輸出物流量分別為：114.2、114.6、110.2 t/d（污水處理過程產生的CO2不計入）。

圖1 餐飲垃圾預處理制漿液+漿液濕式厭氧消化工藝模式物流（消化液全量作為污水處理）

圖2 餐飲垃圾預處理制漿液+漿液濕式厭氧消化工藝模式物流（沼渣分離）

圖3 餐飲垃圾預處理制漿液+漿液濕式厭氧消化工藝模式物流（沼渣分離+沼液部分回流）

3.2 廚余垃圾：預處理制漿液+漿液濕式厭氧消化

該工藝的典型物流桑基圖如圖4～6所示。圖4方案考慮了沼液部分回流，由于沼液含固率仍較高（～3%wt），作為稀釋水難以達到漿液含固率8%～10%（wt）的制漿效果，因此，還需補充外加稀釋水。圖5方案以外排出水作為稀釋水。圖6方案以部分沼液和外排出水作為稀釋水。以處理100 t/d的廚余垃圾為基準，厭氧消化單元有機物降解率設為50%，3種方案的系統總輸出物流量分別為：180.3、109.6、110.2 t/d。

圖4 廚余垃圾濕式厭氧消化工藝模式物流（沼液回流）

圖5 廚余垃圾濕式厭氧消化工藝模式物流（出水回流）

圖6 廚余垃圾濕式厭氧消化工藝模式物流（沼液和出水回流）

3.3 廚余垃圾：干式厭氧消化

該工藝的典型物流桑基圖如圖7～9所示。圖7和圖8采用的是預處理除雜先于厭氧消化的方式。圖7方案中考慮了部分沼液回流，以達到干式或半干式厭氧消化反應器內的物料含固率要求。圖8方案則不進行液體回流。圖9采用的是先厭氧消化后除雜的方式，不進行液體回流。以處理100t/d的廚余垃圾為基準，前2種方案厭氧消化單元有機物降解率設為50%，后除雜方案設為40%，3種方案的系統總輸出物流量分別為：104.7、105.1和104.6t/d。

圖7 廚余垃圾干式厭氧消化工藝模式物流（沼液回流）

圖8 廚余垃圾干式厭氧消化工藝模式物流（無液體回流）

圖9 廚余垃圾干式厭氧消化工藝模式物流（除雜后置）

4 問題分析

4.1 核心單元技術不成熟導致工藝過程的中間廢物流通量大幅提高

表2匯總了上述9種模式的系統物質輸出數據，以及厭氧消化單元有機物降解率取最低值和最高值（參見表1）時的計算結果，并據此探討如下問題。

厭氧消化和沼液處理/利用成為調控物流分配的核心單元。由于餐廚垃圾原料含固率與厭氧消化濕式、半干式或干式工藝要求的反應器物料含固率之間的差異，除了干式厭氧消化工藝之外，物料稀釋往往是不可避免的。但是，盡管干式厭氧消化在國外的應用較成熟，在國內穩定運行的案例卻很少，存在技術不確定性。可能的原因在于，雜質去除效率不高（特別是沙礫、玻璃、石塊、骨頭、貝殼等細顆粒），容易造成惰性顆粒在反應器底部淤積，或隨消化殘余物進入固液分離設施，易造成脫水設備的磨損；曾經出現的運行故障還有“爆管”，可能是由于高含固率物料輸送不暢，使氣體流動淤堵，導致管道壓力過高。由此，濕式成為我國固體廢物厭氧消化的主流工藝，加入水分稀釋物料，導致設施的處理負荷基本翻番，物料量大幅增加。廚余垃圾除雜后的含固率為20%～30%（wt），而濕式厭氧消化的進料含固率要求6%～10%（wt），這意味著稀釋水的添加量基本需要達到垃圾進料量的1.3～1.6倍，厭氧消化罐的處理負荷達198～228 t/d，污水處理設施的處理負荷達113～166 t/d。

表2 厭氧消化技術處理100 t/d餐廚垃圾的系統物質輸出

高穩定（腐殖化） 沼液可以濃縮利用獲取氮肥和腐殖質。北歐國家在沼液濃縮利用方面報道的處理成本是8～15 €/m3，這基本與沼液作為污水處理的成本持平，但有可能通過產物利用獲得資源和經濟效益，將廢物流轉化為資源產物流。而在我國，沼液基本被當作污水進行處理，除了沼液利用技術整合水平不足之外，沼液性質也是影響其利用可行性的因素。厭氧消化降解率較低時，沼液中仍殘留大量可降解組分、生物穩定性差，在濃縮腐殖質的同時，鹽分也同時被濃縮。穩定沼液的BOD/COD比應在0.2左右或以下，但已測定的部分實際沼液樣品顯示其BOD/COD比約為0.4，反映其生物穩定性較差，也間接反映出其厭氧消化段的有機物降解率不理想。廚余垃圾濕式厭氧消化的污水處理量最高，而餐飲垃圾的污水處理量計算值也達到了88～95 t/d。已有的工程實踐表明，實際的污水處理量將近100 t/d（其它的水分輸入包括車輛沖洗水3～13 t/d，蒸汽4～12 t/d）。

4.2 沼渣和沼液處理之間的物質量權衡

廚余垃圾干式厭氧消化工藝的沼液產量（相當于污水處理量）最低（16.3～22.3 t/d），但其沼渣產量（40～47.6 t/d）比濕式消化工藝高87%，其沼渣和污泥總產量約50 t/d，比濕式消化工藝高39%。而濕式消化工藝盡管沼渣產量僅24.3～26.2t/d，但其較高的污水處理負荷導致高污泥產量（8.3～12.3t/d）。餐飲垃圾濕式厭氧消化效率往往略高于廚余垃圾的濕式厭氧消化，物料含固率也較低，因此其沼渣和污泥的產量較低（4.8～6.6 t/d）。需要指出的是，沼液有機質最終轉化為污泥，但在有些沼液外運處理的項目中并沒有被考慮進去。因此，對于廚余垃圾的厭氧消化處理，沼渣和污泥的消納是主要問題。首先，應進一步提高核心單元厭氧消化的反應效率，以降低沼渣和沼液中的有機質，提高沼渣和沼液的生物穩定性，改善消化液的固液分離效果［19］；其次，是尋求適宜的沼渣和污泥消納途徑。

如表2所示，餐飲垃圾濕式厭氧消化單元的有機物降解率從80%降至70%時，沼氣產量降低了12%～13%，沼渣和污泥總量增加了50%～74%；廚余垃圾濕式厭氧消化單元的有機物降解率從70%降至50%時，沼氣產量降低了28%～29%，沼渣和污泥總量增加了136%～216%；廚余垃圾干式厭氧消化單元的有機物降解率從60%降至40%時，沼氣產量降低了33%，沼渣和污泥總量增加了56%～61%。

現有工程項目的沼渣和沼液處理脫水污泥基本采用填埋或焚燒處理處置。替代技術方面，沼渣制肥的問題是無市場需求，同時，還存在鹽分累積風險和臭氣控制問題。部分項目擬考慮沼渣經好氧處理后林用或作為園林綠化基質土，但目前缺乏相關的產品和污染控制標準。部分沼渣好氧堆肥項目無法通過環評，但試點城市又規定必須有該項措施，造成了進退兩難的局面。餐飲垃圾的沼渣或漿液脫水后的生物質殘渣做蛋白飼料的食品安全風險尚無定論。而沼渣熱解制生物炭是近期提出來的又一種消納途徑。生物炭用途廣泛［21-25］，在部分試驗田作為土壤調理劑的施用量可達5%～10%（wt）。根據熱解條件，生物炭的干基得率是30%～50%，但性質差異很大［26］。目前，還缺乏熱解及生物炭產品的相關技術和產品規范。沼渣進行熱解前需干化至含水率近零，因此，干化（熱干化或太陽能輔助熱/生物干化）的能量消耗會極大影響沼氣的能源效益。據測算，含水率70%沼渣的熱干化能耗是557 kWh/t［27］。另外，熱解氣（干基得率約10%） 和熱解油（干基得率約50%）盡管被稱之為能源產品，但實際應用市場并不理想［28］。

另外，沼渣直接填埋也存在風險。目前，GB 16889—2008生活垃圾填埋場污染控制標準規定：“厭氧產沼等生物處理后的固態殘余物、糞便經處理后的固態殘余物和生活污水處理廠污泥經處理后含水率小于60%可以進入生活垃圾填埋場填埋處置”。但如前所述，在現有的固液分離效率下，沼渣的含水率一般只能達到65%（wt）。沼渣直接進填埋場必然對填埋堆體穩定性、滲瀝液產生量造成極大的影響。

4.3 沼液回流與出水回流的比較

由于沼液本身仍有一定的含固率（～3%），工藝自產的沼液量無法將高含固率物料的含固率調節至濕式厭氧消化所需的低含固率值范圍。對于廚余垃圾濕式厭氧消化，外加稀釋水80～95 t/d（以純水分計）是必須的。稀釋水源可考慮周邊滲瀝液或城市污水處理設施出水，或自建的污水處理設施的外排出水。完全以外排出水作為稀釋水的方案，可以使厭氧消化罐和固液分離設施的處理負荷降低7.5%～15%，但也使得污水處理負荷提高23%～32%。沼液回流可以使沼液中的有機物進一步轉化。對于餐飲垃圾濕式厭氧消化，沼液回流可以提高沼氣產量10%，減少污水處理量5%～8%，但厭氧消化罐容積需增加22%，且有鹽分累積的疑慮（餐飲垃圾含鹽量為1.26%～2.62%（wt）［13］，設計值為1%～2%（wt）。

4.4 預處理環節中部分工序設置的合理性

由于餐廚垃圾來料成分雜、質量和種類變化極大，因此，在設計時往往全方位配置各類預處理設備。預處理的每一環節都會導致有機物損失，工序越長則有機物損失量越大。而且，雜質被有機物粘污，會提高雜質的含水率，降低塑料、金屬等的回收價值，且易導致腐臭，影響后續貯存和處理處置。預處理工藝越復雜、作業線越長，則設備成本和能耗高、故障率高、占地面積大、二次污染嚴重。因此，預處理工藝的合理選擇、提高容錯水平、降低故障率就顯得非常必要。

由于飲食習慣，我國餐飲垃圾含油量較高。基于對影響后續厭氧消化過程的擔心，以及期望收獲油脂。因此，餐飲垃圾處理工藝幾乎都設置了油水分離環節。如果漿液固液分離后廢水不進行厭氧消化，而是直接進入采用膜法工藝的污水處理設施，那么一般建議先進行油水分離。因為油脂會粘結在膜壁上，導致后端膜處理出水量受到嚴重影響，清洗頻率大幅增加。但是，如果漿液要進行厭氧消化，設置油水分離是否還有必要？餐飲垃圾含油率以2.3%（wt）計，相當于23 kg/t。漿液濕式消化由于基本要外加1倍體積的水稀釋，因此，漿液中的含油量約為11.5 g/L。研究表明，與廢水的厭氧消化相比，具有一定含固率的物料在進行厭氧消化時，固相能吸附部分油或長鏈脂肪酸LCFA（油分解的中間代謝產物，主要的毒性物質），從而降低長鏈脂肪酸的毒性，而顆粒態物料厭氧消化可耐受的油脂含量水平可達180～220 g/kg或9～15 g/L［29］。因此，現有的漿液含油水平并不會降低厭氧消化效率。相反，油脂的理論甲烷產率是800～1 000 mL/g，是碳水化合物理論甲烷產率350 mL/g的2～3倍［30］。油脂的進入反而能大幅提高沼氣產量和沼氣中的甲烷濃度。但是，含油和蛋白質含量高的物料濕式厭氧消化可能會加劇起泡問題［31］。因此，油水分離的必要性需進一步全面論證。

已知工程項目中部分設有專門均質池，有些沒有設置。已設置的均質池基本是做調蓄池使用，停留時間在0.5～2 d。近期的研究結果表明，厭氧消化前的預水解可以起到降低破碎能耗［32-35］、溶解半纖維素［36］、提高單位甲烷產率［37］的作用。原狀漿液或貯存1 d后漿液的甲烷產率是285～308 mL/g，貯存2～4 d后漿液的甲烷產率是418～530 mL/g，貯存5～12 d后漿液的甲烷產率是618～696 mL/g［37］。因此，均質池所起的作用和停留時間在設計時應有新的考慮。另外，均質池是設置在預處理前以降低破碎能耗，還是設置在預處理后也需進一步論證。

5 結論和建議

國內的餐飲、廚余垃圾處理工藝，既存在設施本身技術環節的問題需要進一步研究優化，也有一些總體經營環境的問題。采用物質流分析方法，能從宏觀角度判斷工藝設置的合理性，判別技術的處理能力極限，識別出技術發展的前后銜接關鍵節點。

由于至今仍缺乏全規模穩定運行的實際工程案例，上述分析主要是基于個別中試裝置的運行參數、工程設計參數和作者的專業經驗確定的。因此，目前亟需典型的穩定運行的實際工程案例供進一步分析和剖析。

而更嚴峻的問題在于，幾乎所有現有工程或規劃的工程項目都沒有按照全物流、全成本的角度來核算物料、能量和成本。即：物質流、能量流和資金流的框架不完整或不合理，部分物流/能量流/資金流被隱去或表達不合理。比較典型的，如：沼渣填埋也需要成本，但很多餐廚垃圾處理廠建于填埋場或“靜脈產業園”內，使得這部分隱形成本經常沒有被考慮；沼液被送入污水廠處理，除了隱形成本沒有被計算在內外，也會對污水廠帶來很多運行隱患，這些問題也沒有被充分考慮（如有些項目的消化液沒有脫水就直接進入污水廠處理）。

因此，不宜就廠論廠，就技術單元論技術單元，而要從城市固體廢物全系統管理（包括與污水處理的銜接）的角度，綜合應用物質流分析等決策工具，認識生物質廢物（餐飲、廚余垃圾）處理廠在環境、生態保護中的作用。除了關注處理設施本身的經濟收益外，更應衡量通過生物質廢物處理設施的運營，是否能使城市固體廢物全局管理更順暢，能否提高其它固體廢物處理環節的技術可靠性、經濟收益、改善二次污染控制。

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Problems of Anaerobic Digestion Process to Deal with Food Waste and its Countermeasures through Material Flow Analysis

Lü Fan1，2，Zhang Hua1，2，Shao Liming1，2，He Pinjing1，2
（1.Institute of Waste Treatment and Reclamation，Tongji University，Shanghai 200092；2.Centre for the Technology Research and Training on Household Waste in Small Towns&Rural Area，Ministry of Housing and Urban-Rural Development of PR.China，Shanghai200092）

We used the tool of material flow analysis（MFA）to estimate the generation of gas，liquid and solid materials from nine types of typical anaerobic digestion processes for food waste from restaurants or kitchens.The mass flows along pretreatment，anaerobic digestion，solid-liquid separation，and wastewater treatment were calculated.The characteristics and the limitations of these processes were then critically reviewed.Results demonstrated that anaerobic digestion and the treatment of liquid digestate were the two core unitsregulating the mass flow.In order to prevent the expansion of waste flow along process，it was important to develop the technology of dry anaerobic digestion and the technology for the beneficial utilization of liquid digestate.Furthermore，the sustainable development of dry anaerobic digestion depended on appropriate utilization of solid digestate and dewatered wastewater sludge from the treatment of liquid digestate.Meanwhile，the unitsof pretreatment and liquid recirculation can be further optimized.Therefore，from the viewpoint of an integrated management of municipal solid waste which is also associated with the treatment of municipal wastewater，we should made an integrated application on decision tools such asMFA and realized the function of food waste treatment plant in the context of environmental management and ecological protection.

food waste；restaurant food waste；kitchen food waste；anaerobic digestion；material flow analysis；dry anaerobic digestion；wet anaerobic digestion

X705

A

1005-8206（2017）01-0001-09

呂凡（1979—），研究員，博士，主要從事固體廢物處理與資源化研究。已發表第一和通訊作者期刊論文44篇。

E-mail：lvfan.rhodea@tongji.edu.cn。

何品晶，教授，博士，主要從事固體廢物處理與資源化研究。已發表第一和通訊作者學術期刊論文400篇。

E-mail：solidwaste@tongji.edu.cn。

國家自然科學基金（51622809）；國家環境保護標準項目（2015-4）；上海市技術標準項目（14DZ0501500）

2016-05-12