高校餐廚垃圾制沼氣與中水回用聯合改造系統

馬振,萬皓,張萌

(1.上海大學環境與化學工程學院,上海 200444; 2.上海大學能源管理辦公室,上海 200444)

高校餐廚垃圾制沼氣與中水回用聯合改造系統

馬振1,萬皓2,張萌2

(1.上海大學環境與化學工程學院,上海 200444; 2.上海大學能源管理辦公室,上海 200444)

針對高校餐廚垃圾與生活污水的處理現狀,提出了構建餐廚垃圾制沼氣與生活污水回用良性互補的聯合節能改造系統的思路,為高校節能工作創建了新的改造模式.在不同的餐廚垃圾與污泥混合比例條件下進行了產沼氣實驗,當混合比為1∶1時,40 d后的累積沼氣產率最大,為621 mL/(g·VS),揮發性固體(volatile soild,VS)含量去除率高達67.5%,產甲烷效率為78.6%,為最佳混合比例.1∶1混合底物反應后溶解性化學需氧量(solluted chemical oxygen demand,SCOD)、溶解性碳水化合物及蛋白質的去除率分別為55.7%,68.7%,22.7%,較餐廚垃圾的發酵顯著提高,底物的pH值基本在6.8～7.2之間.通過對上海大學南區進行的節能估算可知,改造后每年可節省耗能費約26萬元,具有較好的經濟效益.

高校;餐廚垃圾;沼氣;生活污水;節能

餐廚垃圾是食品加工、飲食服務等居民日常生活中產生的垃圾[1],是食物垃圾中最主要的一種.上海、沈陽、深圳、廣州等城市的餐廚垃圾在城市生活垃圾中的比重均已超過50%,分別為59%,62%,57%和57%[2].餐廚垃圾含水率高(可達80%～95%),易腐爛變質、滋生蚊蠅,而高校食堂餐廚垃圾的產出量巨大并呈快速上升趨勢,給師生的健康帶來危害.

同時,我國城市年缺水量高達60億m3,嚴重缺水城市有110個,而早前的“十五”計劃就已提出將城市污水量的10%作進一步處理后回用.據統計,高校人均用水量少則200～300 L/(人·d),多則600～700 L/(人·d),給市政排水管網帶來巨大負擔.中水是指污水經處理后達到一定的回用水質標準的水[3],高校的中水回用是全國節水工作的重要組成部分.目前,多數高校并未對食堂的餐廚廢物進行回收利用,而是通過容器收集后運往專門的處理部門,而少數高校已逐漸實現了校園的中水回用.如梁瑋[4]對太原理工大學的中水回用系統進行規劃,每年可節水3.93×105m3,節省水費94.3萬元.然而,高校中這些節能項目大多為單獨處理污水或餐廚垃圾,廢物的處理方式并沒有太多的創新與突破.

1986年,Poli等[5]首次提出了餐廚垃圾與污泥混合消化處理工藝,Grifn等[6]研究了污泥與有機廢物中溫共混厭氧消化,提出了中溫條件下市政污泥及有機廢物的共同處理技術,并取得了較好的效果.由于餐廚垃圾單獨發酵會有揮發性脂肪酸(volatile fatty acids,VFAs)的積累,微生物可能受到中間產物毒性抑制而導致發酵過程失敗,故近年來混合發酵已成為有機廢物發酵技術研究最為關注的領域之一.高瑞麗等[7]研究表明,當餐廚垃圾單獨厭氧發酵時,產氣在短期內已趨于結束,存在嚴重抑制有機酸的現象.而污泥在降解過程中會有氨氮的積累,如果二者混合發酵,就可調節環境的pH值,提高產氣效率.餐廚垃圾厭氧發酵中因缺少微量元素而不利于產甲烷菌的生長代謝,污泥的加入可使反應底物具有更均衡的營養組成.另外,在厭氧消化過程中,碳氮質量(C/N)比是微生物生長以及消化系統穩定運行的關鍵因素,消化的C/N比達到10～20為宜[8].高瑞麗等[7]的研究得出剩余活性污泥的C/N比為4.72,廚余垃圾的C/N比為30.71,通過不同比例混合后C/N比在11.2～15.1之間,可見二者混合可調節培養環境中的碳氮質量比.再者,厭氧產沼氣過程中的副產品沼渣中含有腐殖酸10%～20%,有機質30%～50%,全氮1%～2%,磷0.4%～0.6%[9],具有較好的肥效,可用于高校園林植物的施肥.

1 聯合改造系統規劃

高校宿舍分布集中,與食堂距離較近,可將餐廚垃圾制沼氣與中水回用進行聯合改造,彼此建立良性的互補關系,為高校提出新的節能模式.聯合節能系統的規劃如圖1所示,食堂天然氣供給系統中增設一條管道輸送制取的沼氣,實現食堂天然氣的部分自給.學生宿舍生活污水統一收集處理后回用于宿舍、食堂的沖廁等水質要求較低的場合.在污水處理過程中污泥產生量通常占污水量的0.3%～0.5%(體積)或約為污水處理量的1%～2%(質量),收集的剩余污泥與餐廚垃圾混合后進行厭氧發酵產沼氣,既可回用污水處理過程中的剩余污泥,又有助于提高產沼氣的效果.產沼氣后余下的沼渣用于高校園林施肥或培養污水處理菌種.

2 實驗分析

2.1 實驗方法

本實驗方法和所用儀器如表1所示.收集高校食堂餐廚垃圾樣品并進行分離篩選,挑選出其中的干擾物,經粉碎機粉碎后再置于混合容器中進行攪拌,直至達到均質化.取餐廚垃圾原樣不添加污泥作為對照組,另配制相同體積的餐廚垃圾與剩余污泥(采自污水處理系統中)混合樣品,每組樣品分別按照5∶0,5∶1,3∶1,1∶1,1∶3,1∶5這6種不同比例混合均勻,每個比例下設2組平行試驗.將以上6種發酵底物樣品分別標記為A,B,C,D,E,F.發酵底物樣品加入厭氧的發酵罐中,每個底物接種相同的接種污泥,用氮氣吹脫5 min以排除空氣,用膠塞密封,發酵罐置于恒溫水浴鍋內,調節溫度為35°C.用排水法收集氣體,記錄產氣的累積量,測定反應后甲烷的實際產率,并根據計算所得的理論產率求出產甲烷效率,利用相應的儀器及檢測方法測定底物中VFAs、NH3-N、溶解性化學需氧量(solluted chemical oxygen demand,SCOD)、溶解性碳水化合物及蛋白質等含量的變化(見表1).厭氧消化產沼氣實驗模擬裝置如圖2所示.

圖1 餐廚垃圾制沼氣及中水回用聯合改造的流程Fig.1 Process of combined reconstruction of producing biogas by kitchen wastes and recycled water

表1 實驗方法與儀器Table 1 Experimental methods and instruments

圖2 厭氧消化產沼氣實驗模擬裝置Fig.2 Simulation of experimental device for producing biogas by anaerobic digestion

2.2 反應原理分析

不同比例餐廚垃圾與污泥的混合物中所含的碳水化合物、蛋白質和脂肪的組成比例也不相同.已有研究表明,餐廚垃圾代謝途徑的不同對產氣特性可造成一定影響[10].蛋白質水解為氨基酸后通過食氫厭氧微生物或Stickland反應轉變為VFAs[11];脂肪則水解為長鏈脂肪酸,再經過氧化后生成VFAs;碳水化合物水解為單糖再經過糖酵解轉變為醇類和VFAs.在產甲烷菌的作用下,這些中間產物轉化為沼氣.蛋白質、脂肪及碳水化合物對應生成的沼氣中CH4與CO2的比例分別為71%與29%,68%與32%,50%與50%.表2比較了不同餐廚垃圾與污泥混合物的性質.

表2 餐廚垃圾與污泥混合物的性質Table 2 Properties of kitchen wastes and sludge mixture

2.3 實驗結果

在整個厭氧發酵過程中,餐廚垃圾與剩余污泥聯合發酵的最大沼氣累積產率為621 mL/(g·VS),此時二者的混合比為1∶1,與餐廚垃圾單獨厭氧發酵相比沼氣累積產率提高近3倍,說明此混合比例下的產氣效果最好,為最佳配比,這主要是因為隨著污泥的逐漸加入,混合底物中的C/N比得到了改善,而且在此混合比例下所含的營養元素更加均衡.同時,污泥量過少,厭氧發酵反應啟動較慢,從而影響了產氣及有機物降解;而污泥量過多,會因微生物之間的競爭抑制作用影響微生物的生長繁殖,從而影響有機物的降解.隨著污泥量的增加,足夠數量的菌群使得產氣效率增加,但是此時菌種之間會互相爭奪養分產生競爭抑制作用,反而影響其產氣效率.因此,在聯合節能改造過程中,選取餐廚垃圾與污泥的混合比為1∶1較為合適(見圖3).

圖3 餐廚垃圾與污泥厭氧發酵累積沼氣產率Fig.3 Cumulative biogas yields of anaerobic fermentation about kitchen wastes and sludge

取有機質分子式為CaHbOcNd,假設其在降解過程中完全轉變為CO2和CH4,則有機質降解過程方程式[13]可表示為

已有研究結果表明[14],如果碳水化合物、蛋白質、脂肪分別用C6H10O5,C5H7O2N, C57H104O6表示,其理論甲烷產率分別為415,496,1 014 mL/(g·VS),則不同比例的混合底物發酵后的甲烷理論產率Y[14]t為

混合發酵底物中總有機質的生物轉化產甲烷效率[14]為式中Ye為甲烷的實際產率.

結合表2中所列出的不同混合比例下脂肪、蛋白質以及碳水化合物的含量,即可計算出不同比例混合發酵底物的理論甲烷產率及生物轉化產甲烷效率(見圖4).

圖4 餐廚垃圾與污泥聯合厭氧發酵產氣性能比較Fig.4 Performance comparisons of biogas produced by anaerobic fermentation of kitchen wastes and sludge

對反應前后不同混合比例的反應底物中所含VS量進行測量與對比(見圖5)后發現,反應后VS量均明顯減少,其中當混合比為1∶3時VS的去除率最高達70.7%,1∶1時VS去除率達67.5%,同樣有很好的VS去除效果.

圖5 不同餐廚垃圾與污泥混合比反應前后底物中VS含量的變化Fig.5 Variations of VS content in substrate before and after reaction under diferent mixed ratios of kitchen wastes and sludge

反應結束后,餐廚垃圾單獨發酵后剩余底物的pH值較低,這主要是由于餐廚垃圾易導致VFAs的積累,而VFAs積累會造成厭氧緩沖體系中的HCO?3堿度與VFAs反應轉變為AC?堿度,使得發酵體系中pH值下降,從而抑制產甲烷菌的生長;而添加了污泥的混合底物反應結束后pH值較高.結合圖6和7分析,這可能是由于污泥在降解過程中產生的NH3-N類物質較多,有一定的中和作用,NH3-N濃度升高是由含氮有機物不斷分解造成的.然而,氨氮超過一定的濃度也會對系統產生抑制作用,Lay[15]的研究表明,pH值為6.5～8.5時,甲烷菌的活性會隨NH+4濃度的增大而降低;NH+4濃度在1 670～3 720 mg/L時,產甲烷菌的活性將會降低10%;NH+4濃度在4 090～5 550 mg/L時,產甲烷菌的活性會降低50%,因此反應中的NH3-N濃度應控制在合理的范圍之內.

厭氧消化反應中產甲烷菌適宜的pH值最佳范圍較窄(6.8～7.2).如圖8所示,餐廚垃圾與污泥1∶1混合底物在厭氧反應初始時,pH值均在6.8～7.0的小范圍內波動,這是由于在厭氧發酵試驗初期系統處于產酸階段,同時多糖類物質的快速降解導致了系統的pH值減小.待系統穩定運行后,pH值有所回升,但餐廚垃圾發酵中過高的有機負荷會使pH值迅速減小,最低至6.5,低于厭氧發酵最佳pH值,說明此時發酵系統已出現酸化,影響了正常產氣.而1∶1混合發酵在一段時間后pH值呈現先上升后下降的趨勢,但基本穩定在7.0～7.2之間,屬于最佳范圍內,這可能是因為污泥中的NH3-N類物質水解后,NH+4離子的積累對有機酸產生了中和作用,同時在此混合底物反應條件下甲烷產氣效率高,對累積的VFAs會有一定的消耗作用.在實際反應體系中,如果酸性過大則可在反應器中加入適量的石灰;如堿性過大則可投加新鮮的消化基質和水.

圖9為反應前后溶解性物質的含量,厭氧發酵過程中的SCOD主要來自溶解性蛋白質以及少量的溶解性碳水化合物.由圖可知,在1∶1混合反應物、餐廚垃圾兩種不同反應底物下, SCOD的去除率分別為55.68%和23.9%,碳水化合物的去除率分別為68.67%和38.37%,溶解性蛋白質的去除率分別為22.68%和19.62%.1∶1混合反應物SCOD反應前后的去除率明顯比餐廚垃圾有所提高.對于餐廚垃圾的厭氧發酵,SCOD的去除率只有23.9%,這與該系統產氣情況以及VS去除效果對應,說明該反應系統整個發酵過程運行并不理想.而1∶1混合底物中碳水化合物的去除率比餐廚垃圾也有較大提高,雖然餐廚垃圾單獨厭氧發酵時碳水化合物的含量較高,但因產氣過程中受到有機酸積累的抑制,使碳水化合物并不能被充分利用,因此去除率低于混合底物發酵.與溶解性碳水化合物的去除率相似,1∶1混合發酵溶解性蛋白質的去除率要高于餐廚垃圾發酵,但由于蛋白質的降解速率要明顯低于碳水化合物,故其反應后的去除率也明顯低于碳水化合物.

圖6 1∶1混合物反應NH3-N含量的變化Fig.6 Variations of NH3-N content in reaction by mixture of 1∶1

圖7 1∶1混合物反應VFA含量的變化Fig.7 Variations of VFA content in reaction by mixture of 1∶1

圖8 厭氧發酵反應中兩種不同底物pH值的變化Fig.8 Variations of pH values in two diferent substrates by anaerobic fermentation reaction

圖9 發酵反應前后溶解性物質含量Fig.9 Contents of dissolved substances before and after fermentation reaction

3 系統處理工藝

3.1 完全混合厭氧發酵工藝

在工程應用中,產沼氣系統最佳處理溫度為35～40°C,如果溫度波動幅度過大,則微生物活力下降,反應器的負荷也會降低[16],pH值調節在6.8～7.2之間為宜.系統采用完全混合厭氧發酵工藝,即在常規沼氣發酵罐內采用多混合攪拌和加溫技術.發酵罐采用高固態全混式厭氧發酵罐,此反應器適合于高固態物厭氧發酵.多混合攪拌使微生物處于完全混合狀態,其活性區域遍布整個反應器,效率比常規反應器有明顯提高.高固態全混式厭氧發酵罐配備了厭氧發酵優化控制系統,較長的水力停留時間有利于餐廚垃圾的充分分解與消化,故選取高固態全混式厭氧發酵罐較為合適.

3.2 一體化膜生物反應工藝

中水回用量為總污水量的1/2左右,僅需1/2的污水作為中水原水即可.中水原水采用宿舍的生活污水(沖廁水除外),其主要超標污染物指標為COD,BOD5和NH3-N類物質,污染物濃度較低且污水的可生化性較好(BOD5/COD約為0.5).城鎮污水處理廠通常以活性污泥法為主導處理工藝[17],而針對中水原水特點,本系統采用移動床生物反應器一體化膜反應工藝,此反應器中微生物附著在載體上,載體漂浮在反應器內,隨混合液的回旋翻轉而自由移動,集活性污泥法與生物膜法的優點于一體.該工藝水力停留時間和污泥停留時間可分別控制.由于膜對混合液的高效分離過程中缺失的活性污泥非常少,曝氣中活性污泥的濃度便提高,比傳統的混合液懸浮固體濃度高出很多倍,通常COD負荷為4～5 kg/(m3·d),營養和微生物比率比較低.此法易產生膜污染,可采取以下措施加以改善.

(1)在混合液中添加一些絮凝劑(如FeCl3等)以提高污泥的濾餅性能,但絮凝劑不宜多加,否則會影響污泥活性.

(2)改善水力學特征.選用錯流膜組件,在較低的壓差下(低于0.1 MPa)采用較高的膜面流速(通常為4 m/s),以提高膜面剪切力.

(3)對膜定期清洗.通過物理或化學方法對膜進行清洗以除去污水處理中留下的污染物.

3.3 一體化除臭

高校食堂餐廚垃圾制沼氣及中水回用聯合改造系統需考慮臭氣的防治,這不僅是因為餐廚垃圾發酵會產生臭氣,在污水處理過程中也會產生臭氣,這些氣體既危害人體健康又會導致生產設備腐蝕[18].根據本系統的工藝特點,臭氣的來源主要為餐廚垃圾及污水的預處理環節,其他工序之間基本上都是管道密閉連接而不產生臭氣,因此可將所有臭氣源設計在一個密閉的空間內,采用負壓收集集中洗滌系統除臭.除臭的主要原理為

生物除臭系統內部固定了多種菌種,臭氣氧化分解產生的其他產物進入循環系統,最終和代謝產物一起排出.生物菌種將致臭污染物降解為二氧化碳和水,不產生二次污染.該系統耐沖擊負荷,在污染物濃度上升后短時間內處理效果下降,但會很快恢復正常.

4 節能效益分析

高校餐廚垃圾與生活污水的聯合改造比二者單獨施工建設會節省大量的人力和物力.該系統省去了部分管道費、除臭費、藥品費以及管理費等,減少了占地面積,降低了建設與運營成本,具有較好的經濟效益.

圖10為上海大學南區建筑分布圖.上海大學南區為學生生活宿舍區,共住宿學生近1萬人,宿舍總占地面積達36 637 m2,該區的生活污水排放量約4.3×104m3/a,需中水水量約2.15×104m3/a.對于一個中等規模的高校而言,中水成本約1.8元/m3,上海市水費及排污費總價按2.93元/m3算,則一年可節省水費約242 950元.根據南區餐廳的就餐人數,設置0.5 t/d的垃圾處理設施,改造完成后預計沼氣產量為50 m3/d,每1 t餐廚垃圾產沼氣約100 m3,沼氣中有效成分甲烷占55%～70%,處理1 t餐廚垃圾可得甲烷約60 m3.除去寒暑假,一年內按270 d計算,則每年可以回收甲烷量約為8 100 m3.初步估算,處理1 t餐廚垃圾用電23 kW·h,用水0.1 m3,水電合計費用18.9元/t,則生產1 m3甲烷成本約為0.315元,天然氣價格按2.5元/m3計算,每年學校食堂可以節省天然氣費用約17 698.5元,即該聯合節能改造系統建成后每年可節省用能費用總計約26萬元.

圖10 上海大學南區建筑分布圖Fig.10 Building maps of Shanghai University Southern District

5 結論

(1)將餐廚垃圾與污泥按不同比例混合發酵,比單獨的餐廚垃圾發酵產氣效果顯著.當二者混合比例為1∶1時,40 d后沼氣產率最大,可達621 mL/(g·VS),VS去除率高達67.5%,產甲烷效率為78.64%,為最佳混合比例.此混合底物反應后SCOD、溶解性碳水化合物及蛋白質的去除率分別為55.68%,68.67%,22.68%,比餐廚垃圾單獨厭氧發酵具有更好的去除效果.在該混合反應條件下,pH值基本在6.8～7.2的最佳范圍內.

(2)餐廚垃圾與生活污水聯合節能改造比二者單獨施工建設將節省大量的人力物力,降低了投入成本.本系統以上海大學南區為例,通過估算得出每年回用水量約2.15×104m3,產甲烷約8 100 m3,可節省用能費用約26萬元,具有較好的經濟效益.

(3)本系統探索了高校節能改造的新思路,提出了高校節能的新模式,在高校生活區內進行食堂餐廚垃圾制沼氣及宿舍污水回用的聯合節能改造,形成一體化的節能系統,為高校同類型的節能系統改造提供參考.

[1]張強,稽冶,冀偉.餐廚垃圾能源化研究進展[J].化工進展,2013,32(3):558-562.

[2]付勝濤,于水利,嚴曉菊,等.剩余活性污泥和廚余垃圾的混合中溫厭氧消化[J].環境科學,2006, 27(7):1460-1463.

[3]劉宇辰.淺談中水回用技術的可行性[J].城市污水再利用,2013,6(9):321-410.

[4]梁瑋.太原理工大學中水回用系統設計淺談[J].山西建筑,2010,36(29):165-166.

[5]POLI F D,CECCHI F,TRAVERsO P G,et al.Anaerobic digestion of organic fraction of garbage: a pilot plant[M].Berlin:Springer-Verlag,1986:446-453.

[6]GRIFFIN M E,MCMAHON K D,MACKIC R I,et al.Methanogenic population dynamics during start-up of anaerobic digesters treating municipal solid-waste and biosolids[J].Biotechnology and Bioengineering,1998,57(3):342-355.

[7]高瑞麗,嚴群,阮文權.添加廚余垃圾對剩余污泥厭氧消化產沼氣過程的影響[J].生物加工過程, 2008,6(5):31-35.

[8]邊炳鑫,趙由才.農業固體廢物的處理與綜合利用[M].北京:化學工業出版社,2009:191.

[9]KIM K H,PAL R,AHN J W,et al.Food decay and ofensive odorants:a comparative analysis among three types of food[J].Waste Management,2009,9(4):1256-1273.

[10]趙云飛,劉曉玲,李十中,等.餐廚垃圾與污泥高固體聯合厭氧產沼氣的特性[J].農業工程學報, 2011,27(10):255-260.

[11]RAMsAY I R,PuLLAMMANAPPALLIL P C.Protein degradation during anaerobic waste water treatment:derivation of stoichiometry[J].Biodegradation,2001,12(4):247-256.

[12]高瑞麗.剩余污泥固態法厭氧消化產沼氣過程的研究[D].無錫:江南大學,2008.

[13]HEO N,PARK S,KANG H.Efects of mixture ratio and hydraulic retention time on single—stage anaerobic co-digestion of food waste and waste activated sludge[J].Journal of Environmental Science and Health,2004,39(7):1739-1756.

[14]MILER H,SOMMER S,AHRING B.Methane productivity of mamure,straw and solid fractions of manure[J].Biomass and Bioenergy,2004,26(5):485-495.

[15]LAY J J.Analysis of environmental factors afecting methane production from high solid organic waste[J].Water Science and Technology,1997,36(6/7):493-500.

[16]孟憲武,許曉暉,楊志滿.有機負荷對餐廚垃圾單相厭氧發酵的影響[J].安徽農業科學,2011, 39(25):15567-15569.

[17]陸永生,吳祖龍,陸瓊蔚.應用螺螄進行污泥減量處理[J].上海大學學報(自然科學版),2013,19(5): 497-500.

[18]馮弼唯,談榮華,宋琴.生化過程通風除臭方法與設計[J].上海大學學報(自然科學版),2013,19(2): 181-183.

Combined system for biogas production using kitchen wastes and recycled water

MA Zhen1,WAN Hao2,ZHANG Meng2
(1.School of Environmental and Chemical Engineering,Shanghai University,Shanghai 200444,China; 2.Energy Management Ofce,Shanghai University,Shanghai 200444,China)

Regarding the current situation of treatment of kitchen wastes and sewage in colleges,constructing a combined energy-saving system to produce biogas using kitchen wastes and recycled water is proposed.The two recycling systems have a complementary relation.It can provide a new mode of energy-saving work in general,and for colleges in particular.Diferent mixing ratios of kitchen wastes and sludge are considered in the experiment of biogas production.With the ratio of 1∶1,the cumulative yield of biogas reaches a maximum value.The cumulative biogas yield for 40 days is 621 mL/(g·VS),the removal rate of volatile solid(VS)is up to 67.5%and efciency of methane production is 78.6%. The removal efciencies of solluted chemical oxygen demand(SCOD),soluble carbohydrate and protein after the reaction by mixed substrate of 1∶1 are 55.7%,68.7%,and 22.7%, respectively.The pH values of the substrate is between 6.8 and 7.2.According to an estimation of energy saving in the South Campus of Shanghai University,the program can save energy costing 260 000 RMB every year after reconstruction,making a good economic beneft.

college;kitchen waste;biogas;sewage;energy conservation

X 705

A

1007-2861(2017)01-0081-10

10.3969/j.issn.1007-2861.2015.04.010

2014-12-17

萬皓(1975—),男,副教授,博士,研究方向為循環經濟.E-mail:15809589980@163.com