餐廚垃圾半干法厭氧發酵工程運行分析與污泥回流調控研究*

吳 健 華銀鋒 張海濤 韓文松 沈國清

(1.上海黎明資源再利用有限公司，上海 201209；2.上海交通大學農業與生物學院，上海 200240)

隨著我國垃圾分類工作的持續推進，厭氧發酵產沼發電成為餐廚垃圾資源化利用的主流發展方向[1],[2]7。目前國內普遍采用單級全混式厭氧反應器(CSTR)進行餐廚垃圾厭氧發酵產沼，通常進料的含固率(TS)低于8%[3]，屬濕式厭氧發酵。國內外的研究表明，采用TS為10%～15%的半干法厭氧發酵系統，可顯著增加進料量，從而提高單位體積進料的產沼量和有機固體的消納效率，同時不需額外加水稀釋，減少了廢水的處理量[4-7]。然而，在半干法厭氧發酵運行實踐中發現，隨著運行時間的延長，厭氧系統的處理效率開始下降，表現出處理有機負荷(OLR，以揮發性固體(VS)計)下降及發酵液揮發性脂肪酸(VFA)的累積，上清液溶解性化學需氧量(SCOD)也明顯升高。這一現象使得半干法厭氧發酵系統很難在高負荷條件下穩定運行，嚴重影響餐廚垃圾資源化利用效率[8-11]，給餐廚垃圾處理廠的平穩高效運行帶來了挑戰，同時也影響著企業的經濟、社會和環境效益。污泥適當回流能增加原料利用率，提高厭氧發酵效率，增強系統運行穩定性，但是，過度回流也會對發酵過程產生不利影響，如氨氮濃度升高、膠體物質增加等，可能導致發酵產氣量下降[12]。

本研究對2018—2019年上海某餐廚垃圾處理廠半干法厭氧發酵系統工程運行監測數據進行比較分析，采用全自動產甲烷潛力測試系統，對半干法厭氧發酵系統處理效率下降、關鍵指標升高的原因進行了研究，提出了半干法厭氧發酵系統維持長期穩定運行的優化策略，為餐廚垃圾半干法厭氧發酵系統的長期穩定高效運行提供參考。

1 材料與方法

1.1 工藝簡介

圖1為上海某餐廚垃圾半干法厭氧發酵系統CSTR厭氧發酵工藝流程。該系統單罐設計處理量為11.2 t/d(以TS計)，日產沼氣7 000 m3/d。主要包括厭氧發酵系統、熱交換系統、沼液脫水系統、沼氣預處理及存儲系統。系統的進料來自餐廚預處理車間經除雜、提油及制漿之后的餐廚漿料。漿料經過除砂及調質后，進入單級中溫CSTR厭氧發酵罐，通過熱交換系統控制發酵溫度(36±1) ℃。厭氧產出的沼液經過脫水后變成廢水和沼渣兩部分，廢水進入污水處理系統，沼渣則外運處置。發酵產生沼氣經過預處理及緩存后進入沼氣發電廠利用。

圖1 餐廚垃圾半干法厭氧發酵工藝流程Fig.1 Process flow chart of semi-dry anaerobic digestion system for treatment of food waste

1.2 系統運行參數監測

考慮到數據的代表性、可靠性及季節性因素的影響，選取工程運行工況平穩且具有可比性的2018、2019年下半年，對兩個半年餐廚垃圾半干法厭氧發酵系統參數進行監測。進料指標包括進料量、TS、VS、總化學需氧量(TCOD)、pH,發酵液指標包括VFA、SCOD、pH、污泥和氨氮濃度，產沼指標包括每日沼氣產量、沼氣甲烷濃度，主要監測參數與分析方法見表1。

表1 主要監測參數與分析方法

1.3 餐廚垃圾厭氧發酵產甲烷潛力測試裝置

發酵實驗裝置采用RTK-18型全自動產甲烷潛力測試系統，實時全自動采集整個發酵周期的甲烷產量數據，該儀器主要由發酵單元、CO2吸附單元、氣體測定單元、數據收集與處理單元4大部分構成，內置溫度和壓力傳感器自動校正數據，可精準測量氣體流量。發酵單元有效容積400 mL，通過計算機軟件控制每個發酵反應瓶的運行模式一致。CO2吸附單元的吸收液采用3 mol/L飽和NaOH溶液，每個吸收瓶有效容積80 mL，加入質量分數為0.4%的溴百里酚藍作為指示劑。每個反應瓶產氣通過NaOH溶液吸收CO2后，進入各自的氣體計量單元。

產氣潛力實驗用修正Gompertz模型計算產氣潛能和動力學參數，模型見式(1)：

(1)

式中：y為t時刻的累積產甲烷量，mL；A為最大累積產甲烷量，mL；λ為滯留時間，d；μm為最大產甲烷速率，mL/d；t為發酵時間，d；

1.4 氨氮對半干法厭氧發酵系統運行的影響

根據2019年系統運行氨氮濃度，配制含有4.34×103mg/L氨氮的半干法厭氧發酵系統離心清液(該處理組記為D1)(懸浮物(SS)<1.0 g/L)，分別稀釋2、4、8倍后，與含水率為78.8%的厭氧污泥等量混合，制成氨氮分別為2.41×103、1.38×103、8.90×102mg/L的處理組(分別記為D2、D4、D8，污泥質量濃度25.0 g/L)，置于水浴鍋37 ℃恒溫預反應3 d后，裝入400 mL的發酵瓶中，加入10 mL餐廚垃圾漿料，放入37 ℃恒溫水浴條件下進行厭氧污泥產甲烷活性測試，實驗同時設空白組，發酵瓶中的凈甲烷產量為各瓶與其空白組測試值之差。餐廚漿料pH為3.59，TCOD、TS(質量分數，下同)和VS(質量分數，下同)分別為2.04×105mg/L、12.7%和89.1%。

1.5 污泥回流實驗

回流污泥取自本工程餐廚垃圾半干法厭氧發酵系統(記為Y)和焚燒廠垃圾滲濾液處理站(記為F)，其中，半干法厭氧發酵系統發酵液SCOD為9.80×103mg/L，VFA為1.07×103mg/L，氨氮為3.82×103mg/L，TS為3.8%，VS為44.3%。所取的半干法厭氧發酵系統脫水污泥的TS為23.3%，VS為42.9%；滲濾液處理站厭氧污泥的TS為29.7%，VS為26.4%。實驗開始時，在含有400 mL半干法厭氧發酵系統發酵液的發酵瓶中，加入20 mL餐廚漿料，投加污泥分別占每個發酵瓶發酵液VS質量的10%、20%和30%，各處理組分別記為Y1、Y2、Y3和F1、F2、F3，于37 ℃恒溫水浴條件下進行產甲烷效率測試。各發酵瓶凈甲烷產量分別為各瓶與空白組測試值之差。實驗同時設不投加任何污泥及餐廚漿料的空白組和不投加污泥的對照組(記為Y0)，每個處理重復3次。餐廚漿料pH為3.59，TCOD、TS和VS分別為1.72×105mg/L、10.8%和86.0%。

2 結果與討論

2.1 半干法厭氧發酵系統運行參數分析

表2為半干法厭氧發酵系統連續運行1年后的參數監測結果。2018、2019年下半年日均沼氣產量分別為89.8、87.9 m3/t(以濕基計)，沒有顯著差異，分析主要原因是雖然2019年下半年該系統處理效率下降，但由于通過減少進料量、延長水力停留時間(HRT)的運行控制措施，該系統得以維持穩定運行，單位質量餐廚漿料產沼量基本未受影響。然而，在進料TS、VS、TCOD均值變化不大的情況下，系統發酵液氨氮增加58.20%，VFA增加2倍，SCOD增加95.88%。平均進料量從2018年的82 m3/d下降到2019年的58 m3/d，下降了29.27%。OLR下降33.20%，嚴重影響餐廚垃圾資源化利用效率。

表2 半干法厭氧發酵系統不同年份監測數據對比

2.2 進料OLR變化

圖2比較了2018年下半年和2019年下半年厭氧罐進料OLR的動態變化，2019年下半年進料OLR整體低于2018年下半年。2018年下半年進料OLR為1.67～3.26 kg/(m3·d)，平均進料OLR為2.44 kg/(m3·d)，而2019年下半年進料OLR為0.33～2.18 kg/(m3·d)，平均進料OLR為1.63 kg/(m3·d)，比2018年同期進料OLR下降33.20%。表明該系統運行1年來厭氧發酵罐處理能力下降，這可能與系統VFA、氨氮濃度等變化有關。

圖2 不同年份半干法厭氧發酵系統OLR變化散點圖Fig.2 OLR changes of semi-dry anaerobic digestion system in different years

2.3 VFA變化

VFA是有機質水解酸化的重要中間產物，VFA 在半干法厭氧發酵系統中的積累能反映出甲烷菌的不活躍狀態或系統的不穩定性，其組成和含量可間接反映半干法厭氧發酵系統運行情況，通過對VFA的監測可以很好地了解有機物的降解進程。由圖3可知，2018年下半年VFA在6.70×102～2.04×103mg/L波動，平均為1.22×103mg/L，總體變化趨勢相對平穩。然而，2019年下半年VFA顯著增加，平均值達到3.71×103mg/L，波動范圍為1.45×103～1.00×104mg/L，其中，2019年10月上旬VFA在短期內急劇上升，這可能與OLR持續過高，半干法厭氧發酵系統產甲烷菌數量不足有關。垃圾分類后進廠餐廚垃圾量明顯提高，2018年下半年日均進廠垃圾量為275.5 t，2019年下半年日均進廠垃圾量增加到378.4 t，比2018年同期提高37.4%，導致系統長期處于超負荷運行狀態。在停止進料后，由于水力停留時間延長，累積的VFA被產甲烷菌降解，VFA指標迅速下降[13]，CSTR的日均甲烷產量達到1 549 m3/d，反應器單位體積產甲烷率達到0.373 m3/(m3·d)。

圖3 不同年份半干法厭氧發酵系統VFA變化散點圖Fig.3 VFA changes of semi-dry anaerobic digestion system in different years

2.4 氨氮變化

半干法厭氧發酵系統長期運行過程中處理效率的下降與餐廚垃圾的組分，特別是與其含有的較高比例的氮元素相關[2]16。適量的氨氮可為厭氧微生物的繁殖提供所需的氮源，但是當氨氮特別是游離氨(FA)濃度超過一定數值時，則會抑制厭氧微生物的生長[14]。很多工程實踐表明，CSTR厭氧發酵系統在氨氮為3×103～5×103mg/L時會對系統的穩定性產生影響，但也有工程實踐表明系統在氨氮超過5×103mg/L時也可穩定運行[15]。2018年下半年及2019年下半年氨氮的平均水平分別為2.44×103、3.86×103mg/L。2019年下半年氨氮平均水平相對于2018年升高了58.20%。氨氮的顯著升高主要與長期高TS進料有關。餐廚有機固形物含有豐富的蛋白質，其厭氧生物降解后產生代謝產物氨，溶于發酵液形成氨氮。

2.5 氨氮濃度對厭氧產甲烷菌活性的影響

表3 不同氨氮濃度處理組厭氧發酵液指標

進一步采用修正Gompertz模型，對不同氨氮濃度處理組累積產甲烷量進行擬合，結果見圖4。各處理組的累積產甲烷量均隨著發酵時間的延長而增加，15 d后趨于穩定，不同氨氮濃度下各處理組的厭氧微生物產甲烷活性呈現明顯的差異性， D1最大累積產甲烷量最小，為476.2 mL，比D2、D4和D8分別減少8.16%、7.23%和8.86%，可見，高濃度氨氮對半干法厭氧發酵系統產甲烷性能具有一定影響。

圖4 不同氨氮濃度處理組累積產甲烷量及修正 Gompertz模型擬合曲線Fig.4 Cumulative methane yields and modified Gompertz model fitting curves for different ammonia nitrogen concentration test groups

表4列出了不同氨氮濃度處理組修正Gompertz模型的擬合參數。R2為0.977 6～0.998 3，說明模型可以較好地反映餐廚垃圾半干法厭氧發酵產甲烷過程。低氨氮濃度的D4和D8最大產甲烷速率較高，分別為69.11、58.27 mL/d。高氨氮濃度的D1和D2的最大產甲烷速率較低，分別為42.69、49.52 mL/d。D2的最大產甲烷速率相對D1高出約16.00%，可以看出D1、D2氨氮濃度差異對最大產甲烷速率有明顯的影響，可以推測氨氮濃度的升高是本研究中系統運行1年后處理能力下降的原因之一。D1的修正Gompertz模型擬合曲線的R2為0.977 6，小于其他處理組，主要原因是D1高濃度氨氮對厭氧反應過程中顆粒COD的水解速率產生了影響，水解速率的減緩導致D1前半段累積產氣減少，因此曲線后半段出現了一個二次的產氣高峰。反應第14天，D1和D2的累積產甲烷量絕對差值達到最大，為91.6 mL。在前14天，D2的平均產甲烷速率為D1的1.23倍，此結果說明氨氮濃度對D1的總體產甲烷速率具有明顯的影響。

表4 不同氨氮濃度處理組修正Gompertz 模型的擬合參數

上述研究表明，從2018年下半年開始至2019年下半年，半干法厭氧發酵系統表現出的OLR及發酵液VFA、SCOD等指標變化的差異與氨氮濃度的變化具有明顯的關聯性。高濃度氨氮抑制餐廚漿料有機質的水解及產甲烷速率，從而導致系統產沼效率下降，餐廚垃圾處理能力降低。

2.6 污泥回流對半干法厭氧發酵產沼系統的調控作用

圖5為不同來源污泥回流處理組的累積產甲烷量及修正Gompertz模型擬合曲線。在投加同等量餐廚垃圾物料的情況下，各處理組的累積產甲烷量變化規律基本一致，均是經過一段快速增加階段后逐漸趨于平緩。

圖5 不同污泥回流處理組累積產甲烷量及修正 Gompertz模型擬合曲線Fig.5 Cumulative methane yields and modified Gompertz model fitting curves for different sludge recycling test groups

表5為不同污泥回流處理組修正Gompertz模型的擬合參數，R2均大于0.933，說明擬合結果較好。Y1、Y2、Y3最大累積產甲烷量分別為836.4、893.0、921.5 mL，與Y0相比，分別提高2.24%、9.16%和12.64%；F1、F2、F3最大累積產甲烷量分別為823.5、849.8、875.3 mL，與Y0相比，分別提高0.66%、3.87%和6.99%。由此可見，無論是半干法厭氧發酵污泥回流還是焚燒廠垃圾滲濾液處理站厭氧污泥回流，均隨著污泥回流比例的增加，系統累積產沼量增大，其中，半干法厭氧發酵污泥回流對系統累積產甲烷的促進作用優于焚燒廠垃圾滲濾液處理站厭氧污泥。原因可能是回流污泥中含有一定比例厭氧發酵殘余的有機質，可以二次發酵產沼，半干法厭氧發酵污泥中含有的有機殘余物要高于同等質量的焚燒廠垃圾滲濾液處理站厭氧污泥。

表5 不同污泥回流處理組修正 Gompertz 模型擬合參數1)

最大產甲烷速率分析結果表明，與Y0相比，無論是半干法厭氧發酵污泥回流還是焚燒廠垃圾滲濾液處理站厭氧污泥回流，10%污泥回流比例處理組均無顯著差異(P>0.05)，當污泥回流比例提高至20%和30%時，半干法厭氧發酵污泥回流組和焚燒廠垃圾滲濾液處理站厭氧污泥處理組的最大產甲烷速率均顯著高于對照組(P<0.05)(見表5)，Y2及Y3的最大產甲烷速率比Y0分別高9.11%和5.29%。回流污泥處理組的滯留時間均顯著低于對照組，說明污泥的回流會加快厭氧發酵初期的反應速度。

對表5中6個處理組的最大累積產甲烷量、最大產甲烷速率、滯留時間分別以對照組值為檢驗值進行單樣本t檢驗，同時對Y2、Y3、F2、F3的最大產甲烷速率以對照組值為檢驗值做單樣本t檢驗。獲得的檢驗結果見表6。

表6 不同擬合參數單樣本t檢驗結果

由表6分析可知，處理組全體的最大累積產甲烷量、滯留時間及處理組(Y2、Y3、F2、F3)的最大累積產甲烷量的單樣本t檢驗的P值均小于0.05，說明處理組全體的最大累積產甲烷量、滯留時間及處理組(Y2、Y3、F2、F3)的最大累積產甲烷量與對照組數值比較存在顯著差異。此分析結果從另一側面說明了污泥回流可以增加產甲烷量，同時在污泥回流比例在20%以上時，最大產甲烷速率的增加較為顯著，但過高的回流比例將顯著增加運行的成本，考慮到實際工程采取該回流比例的運行經濟性及回流帶來的益處，以最大污泥回流比例不超過30%為宜。

半干法厭氧發酵污泥及焚燒廠垃圾滲濾液處理站厭氧污泥回流可以提升厭氧發酵系統沼氣產量。當半干法厭氧發酵污泥回流比例大于20%或焚燒廠垃圾滲濾液處理站污泥回流比例大于30%時，厭氧系統生物量提高，產沼效率及沼氣產量提升明顯，系統氨氮維持在3.69×103～4.11×103mg/L，與回流前氨氮濃度無顯著差異(P>0.05)，表明污泥回流可緩解氨氮對微生物的負面影響[19]。

采用餐廚垃圾半干法厭氧發酵污泥回流具有明顯的優勢，當回流比例控制在20%以上時，不僅可以顯著提升厭氧發酵系統的產沼效率，而且還可以提升總的沼氣產量。分析主要原因是半干法厭氧發酵微生物在系統長期馴化下更為適應餐廚物料性質。半干法厭氧發酵污泥及焚燒廠垃圾滲濾液處理站厭氧污泥本來屬于廢棄物，需要單獨外運處置，污泥回流的措施從一定程度上減少了厭氧污泥的產量，緩解了污泥處置的問題，實現沼氣產量及產沼效率的提高。

3 結 論

(1) 隨著半干法厭氧發酵系統運行時間的延長，系統VFA、SCOD及氨氮的濃度不斷升高，進料OLR減少，系統對餐廚垃圾的處理能力和穩定性下降。

(2) 全自動產甲烷潛力實驗研究結果表明，半干法厭氧發酵系統運行過程中，主要抑制物氨氮平均濃度的升高與OLR的降低具有明顯的關聯性。

(3) 采用20%～30%餐廚垃圾半干法厭氧發酵系統污泥回流比例，可顯著提高厭氧發酵系統產沼效率及沼氣產量。