城市污水廠污泥與餐廚垃圾協同處置技術研究

(安徽省城建設計研究總院股份有限公司，安徽 合肥 230051)

0 引言

資源循環利用是實現城市健康發展的有效途徑，是生態城市建設的本質特征[1]。以往中國的城市發展趨勢，對資源回收利用問題不夠重視，隨著循環利用以及生態環保的理念被廣泛認可，固體廢棄物處理成為城市建設關注的重點問題之一。因此，開展城市固體廢棄物資源化協同處置研究，構建可持續的生態城市能源、資源、環境協同循環經濟模式，實現城市固體廢棄物在城市人工系統中的 “內循環”，并進入環境的“外循環”良性發展，形成有機資源循環鏈，對于促進生態城市建設具有非常重要的意義。近年來，越來越多的學者將研究方向轉向多種城市固體廢棄物的協同處理研究[2]，城市固體廢棄物有多種處理工藝，不同的工藝各有利弊，采用協同處置方式可減少單一工藝帶來的弊端，提高固體廢棄物處理效率。有研究表明生活垃圾焚燒逐漸成為城市固體廢棄物協同處理的核心方式[3]，餐廚、污泥、建筑垃圾可燃物等固體廢棄物經預處理后均可與生活垃圾焚燒廠協同處理，與其它生活垃圾處理方法相比，焚燒協同處置技術是目前實現生活垃圾無害化、減量化、資源化處理的有效手段。

以黃山市循環產業園內規劃餐廚、污泥以及生活垃圾協同處理工程為例，通過分析城市固體廢棄物（餐廚、污泥、生活垃圾）的組成、特性及對環境的危害程度，開展以生活垃圾焚燒廠為核心的城市固體廢棄物協同處理技術的研究。該工藝分別將餐廚、市政污水廠剩余污泥預處理后，固體廢棄物送往生活垃圾焚燒廠焚燒處理，污水送入生活垃圾焚燒廠滲濾液處理站處理達到回用水標準后場內回用，沼氣用于發電（氣量需達到一定規模），實現城市固體廢棄物處置資源化、無害化。

1 國內外研究現狀及問題

1.1 餐廚垃圾處理現狀

國外餐廚垃圾處理起步較早，如英國主要通過對餐廚垃圾進行厭氧消化和好氧堆肥處理實現CO2減排2 000 萬t/a，并在采取源頭控制的基礎上建立了全球首個全封閉式餐廚垃圾發電廠，可供應數萬家庭的日常用電[4]。美國餐廚垃圾的處理模式主要是采用粉碎機將餐廚垃圾粉碎后排入下水道，油脂送到工廠加以利用，此外又逐步發展了經加工處理后作為飼料、土壤改良劑、堆肥以及用于生產生物柴油和沼氣等處理技術，最后對于難以利用的成分進行填埋或焚燒[5]。德國餐廚垃圾主要采用堆肥和厭氧處理方式，每年收集880 萬t 有機固體廢棄物，其中83%為堆肥處理，17%為厭氧處理[6]。韓國處理餐廚垃圾的方式以堆肥為主，所采取的主要技術為厭氧消化。日本則注重減少餐廚廢物的排出量，把其中的一部分轉換成飼料或肥料，并且對再生飼料和肥料制定質量標準[7]。

目前，國內許多中、大型城市餐廚垃圾處理廠建設飛速發展[8]，并形成了北京模式[9]、上海模式[10]、寧波模式[11]和西寧模式[12]等餐廚垃圾資源化處理模式。上海、杭州、青島等大部分城市也相繼出臺了餐廚垃圾廢棄物管理辦法。目前安徽省已建成運行餐廚垃圾處理設施8 座，分別位于合肥、淮北、淮南、馬鞍山、蕪湖、銅陵、蚌埠、黃山，處理能力合計達1 030 t/d。

1.2 餐廚垃圾處理存在的問題

國內餐廚垃圾源頭的分類收集和運輸以及管理體制和政策近年來正在逐步完善[13]，由于各地區的飲食習慣差別大致使垃圾組分差異較大，目前不同的餐廚垃圾主流處理技術都有應用，但是也存在以下缺陷：①直接采用焚燒的方式處理成本較高，餐廚垃圾水分含量高會增加燃料的消耗[14]；②好氧堆肥處理過程不封閉，易造成二次污染，而且有機肥料質量受餐廚垃圾成分制約很大，銷路往往不暢；③生化處理單臺設備處理能力低，減量化效果差，在餐廚垃圾中大量存在摻糠等有機物，后端農業生產資料應用產業鏈較長[15]；④厭氧發酵工程投資較大，工藝較復雜，產生的沼液量大，需進一步處理。

1.3 污泥處理處置現狀

德國污泥處理處置的方式70%為焚燒處置，18%供給農業利用，10%進行景觀利用；美國針對污泥處置環節采用厭氧消化和好氧發酵并存的方式，處理率為80%左右；日本的污泥處置方式有填埋、農田和綠化利用，近年來焚燒比重逐步增加并成為主要的方式。

目前國內污泥處置主要采用土地填埋，由于污泥含水率較高，在60%～80%之間，污泥焚燒通常采用天然氣等助燃措施，但是直接焚燒對鍋爐設備的損壞率較高，會影響焚燒廠的正常運轉；好氧堆肥技術[16]主要是利用污泥中有機質含量高的特點，但是制備的肥料銷路很窄，因此該工藝的推廣在國內受到限制。

1.4 污泥處理存在的問題

污泥堆肥可以使其中的有機質得到資源化利用，但是也存在污泥中的重金屬等有害物質通過食物鏈進入人體內的風險，因此盡管填埋法是目前處理污泥的主要途徑[17]，但幾乎所有國家都認識到，由于填埋侵占大量土地、處理費用日益提高以及隨著環保標準的提高和回收利用政策的執行，填埋法無法實現可持續發展。目前污泥焚燒技術發展已經取得良好進展，其污染排放控制、焚燒費用相比其它污泥處理技術具有較大的競爭力，但是實際運行過程中需控制好污泥的含水率，防止對爐體造成損害，同時對焚燒后的煙氣排放也有較高要求。

2 工程案例

2.1 餐廚垃圾處理

我國國情致使收集到的餐廚垃圾中仍然含有大量雜質，包括金屬、玻璃、陶瓷等無機雜質和廢紙、廢塑料、廢餐盒、筷子等非營養物質[18]。采用合理的預處理技術，如大物質分選，不僅可以實現雜質的有效去除，同時能為后續處理環節提供有利條件[19]。餐廚垃圾成分的復雜性決定了使用單一的現有處理技術難以完成高效處理。以黃山市污水處理廠污泥與餐廚垃圾處置工程為例，將收集到的餐廚垃圾進行初步去除雜物后，利用離心或壓榨預處理手段進行固液分離，得到有機質固渣和油水混合物。有機質固渣可進行焚燒處理，能夠降低處理成本，也可通過厭氧發酵實現資源化利用。本工程因緊鄰生活垃圾焚燒廠，因此采取固渣焚燒的方式進行處理。油水混合物利用高溫蒸煮進行分離，油脂用于生產生物柴油，最終剩下的液體含有豐富的有機質，可與有機質固渣混合進行厭氧發酵生產新能源氣體，作為高品質熱源循環利用，產生的沼渣進行焚燒，協同處置的滲濾液經處理站混合處理后達標排放。餐廚垃圾與生活垃圾焚燒協同處理流程見圖1。

圖1 餐廚垃圾與生活垃圾焚燒協同處理流程

2.2 市政污泥處理

隨著生活垃圾填埋場使用年限縮短，污泥混合填埋的處理方式無法持續使用，多地嘗試將含水率在60%～80%的污泥直接運輸至生活垃圾焚燒廠同生活垃圾混合焚燒。但混合焚燒污泥對生活垃圾焚燒廠焚燒爐造成巨大壓力，隨著摻燒污泥量的增加，飛灰產生量、煙氣處理費用隨著增長，同時發電量減少。因此必須降低污泥含水率以提高處置效率。不同含水率污泥的質量能檢測結果見表1。

表1 不同含水率污泥質量能 kJ·kg-1

案例工程利用生活垃圾焚燒廠余熱蒸汽作為污泥干化熱源，采用“熱干化+焚燒”處理工藝，由焚燒廠接入壓強為0.4～0.5 MPa，溫度為155～200 ℃的蒸汽，通過圓盤干化機將污泥處理成含水率40%以下的半干化狀態后運輸至生活垃圾焚燒廠進行焚燒處理。污泥干化處理充分利用生活垃圾焚燒廠余量蒸汽作為熱源，降低了污泥自身含水率，增加污泥入爐質量能。結合投產后黃山市生活垃圾焚燒廠運營現狀反饋情況，目前飛灰產生量、煙氣處理費用、發電量已回歸至正常水平，半干化污泥入爐焚燒對于焚燒系統的沖擊較之前有明顯好轉。污泥干化處理工藝流程見圖2。

圖2 污泥干化處理工藝流程

3 協同處置情況

黃山市餐廚垃圾和污泥處理廠于2020年7月正式投入運行，目前污泥干化和餐廚垃圾處理系統運行穩定，隨機抽取該處理設施連續2 d 運行工況，實際負荷率均達到80%以上。目前已通過環保驗收以及多輪環保檢查，結果表明，協同處置工藝可行。

3.1 廢水達標排放情況

餐廚垃圾廢水以及污泥廢水經生活垃圾綜合處理廠滲濾液處理站處理后水質均能達到GB/T 19923—2005 《城市污水再生利用工業用水水質》回用標準。出水檢測結果見表2。

表2 廢水出水檢測結果 mg·L-1

3.2 廢氣達標排放情況

黃山市污水處理廠與餐廚垃圾處置工程污泥處理量共計120 t/d、餐廚垃圾處理量為30 t/d，經過預處理后摻燒的污泥量為15 t/d、餐廚垃圾量為5 t/d，焚燒廠日處理焚燒量為600 t/d，污泥和餐廚垃圾與生活垃圾的摻燒質量比為1∶29，摻燒前后的廢氣排口監測結果見表3。

表3 廢氣處理監測結果

由表3可知，污泥干化后，可燃性提高，因此顆粒物的濃度在摻燒后降低；由于污泥和餐廚垃圾中的有機質釋放導致臭氣、氨及硫化氫氣體排放濃度升高。監測結果顯示廢氣中主要污染物指標均能達到GB 16297—1996《大氣污染綜合排放標準》要求，惡臭污染物指標達到GB 14554—93《惡臭污染物排放標準》要求。

4 結論

（1）餐廚垃圾、市政污泥與生活焚燒廠的協同處置產生的污染物可得到有效處置，廢水、廢氣等環保指標均能達標排放，可為其他同類案例提供工程參考。

（2）由于餐廚垃圾、污泥設計處理量有限，本案例未配置沼氣綜合利用設施。在規模達到一定量的情況下，可對固渣采取厭氧發酵處理，未來也可將畜禽糞便等有機質列入處置范圍，深入探究有機廢棄物之間的協同處置方式，進一步提升實現資源化利用效率。