城市生活垃圾推流式厌氧干发酵技术*

王小韦，祝金星，陈 芳，何 亮

（北京环卫集团环境研究发展有限公司，北京 100101）

1 干发酵技术现状

干式厌氧发酵通常是指发酵原料的干物质含量为15%～35%，原料呈固态。早在20世纪50年代，国外已有人对厌氧干式发酵技术进行了研究，欧洲许多国家在连续式和间歇式干发酵方面都进行了研究和商业化运作，包括Kompogas技术、Dranco技术、Linde-LARAN工艺、Valorga工艺及BIOFERMT和BEKON公司的车库式干发酵技术［1］，然而国外的干发酵技术多用于农业领域的能源作物，物料均质单一，并不符合我国垃圾物料特性。

国内干式发酵技术只是在近几年才发展具有一定规模化、工业化生产的沼气工程。国内科研院所和大专院校（中科院成都生物所、辽宁省能源研究所、农业部规划设计研究院、昆明理工大学、清华大学、华中科技大学、北京化工大学等）对厌氧干发酵技术进行了大量研究［2-8］。农业部规划设计研究院的韩捷开发的MCT覆膜式干式发酵装置以及哈尔滨龙能燃气公司引进的车库式干发酵技术［9-10］，代表了目前国内间歇式干发酵的水平。

总体来说在我国成功运营的处理城市生活垃圾干发酵设施少之又少，失败的例子却有很多。究其原因是因为国内甚至不少业内人士都对城市生活垃圾干发酵技术存在一定的认识误区：误区一是认为混合生活垃圾只可以做湿式厌氧处理。当前采用混合收集、混合处理的模式，仅依靠垃圾中转站的分选难以实现生物质废物与其他生活垃圾有效分离，直接进入厌氧系统必然导致有机质转化率低，肥料品质低劣，沼液沼渣处理费用高、运行设备易损坏等问题。误区二是认为干式厌氧处理在我国行不通。国内许多公司引进国外干发酵工艺，均以不同程度的失败而告终。这说明单纯的引进国外成熟的厌氧技术往往会出现水土不服的情况，在国外运行状况很好的工艺，引入国内就会出现这样或那样的问题，归其原因在于垃圾成分的不同。误区三是为规避杂质过多的问题，采用过度的筛分分离设备。厌氧干发酵技术是以弱化物料的前处理为主要优势，过度的筛分分离一方面增加了整个系统的投资和运营成本，另一方面也造成了大量的有机质在筛分分离过程中大量的损失。

根据笔者长期的运营经验和监测数据，我国城市生活垃圾中有60%适合做生物处理，垃圾的处理方式应该以生物处理为主，主要包括厌氧发酵技术和好氧堆肥技术。厌氧处理城市生活垃圾，相比于好氧堆肥工艺，既能产生可作为能源利用的沼气，又能产生有机肥料，沼液沼渣在资源化利用后，对外界环境可实现污染物零排放，是解决城市生物质废物处理处置的最佳选择。因此，选择厌氧处理技术符合我国城市垃圾成分特点和资源化利用要求，关键是如何进行厌氧处理。

2 工艺技术路线

针对我国生活垃圾物料特性和干发酵技术特点，提出适合城市生活垃圾厌氧处理的总体解决方案，走出了现存的3个误区，如图1所示。总体思路是先简单破碎后高压挤压分离，最大限度地保留有机组分，挤压后的“湿物质”作为易生化组分进入干发酵系统，“干物质”作为易燃组分进入焚烧或气化系统。

图1 城市生活垃圾干式发酵工艺流程

该工艺充分考虑了城市生活垃圾成分复杂、固体含量高、易降解组分多、流动性差等特点，生活垃圾首先在卸料平台去除大件垃圾，再进行简单破碎后进入高压挤压分离机，物料输送性能得到增强，挤压获得的湿组分物料送入干式厌氧发酵罐，厌氧残余物料进入脱水装置，液体部分回流至缓冲罐，固体沼渣部分好氧堆肥处理，可生产高品质肥料。

3 工程实例

在国家科技支撑计划的大力支持下，北京环卫集团环境研究发展有限公司在北京市通州区董村环卫综合处理厂内建成50 t/d生活垃圾干式厌氧发酵工程，此项目关键技术设备是高压挤压分离设备和推流式厌氧干发酵罐。

3.1 高压挤压分离设备

高压挤压分离设备如图2所示，采用液压超高压技术，全部采用液压动力，在带孔的腔体中以100 MPa超高压直接挤压原生垃圾，利用生活垃圾中塑料、纸张、果蔬、木竹、无机质等组分的强度及韧性的不同，将生活垃圾分为宜生化组分和宜燃组分分离开来，两者质量比约为7:3，通过挤压使有机质等“湿物质”由孔中被挤出，而塑料、木竹等高热值的“干物质”则留在腔体内。挤压后的干物质含水率在30%以下，热值高达15 900 kJ/kg；湿物质中厨余类、纸类等宜生化组分含量达80%～90%，含水率65%～75%。

图2 生活垃圾高压挤压分离设备

该设备具有工艺链短、设备占地面积小、分离效率高等优点。该设备可满足生活垃圾综合处理工艺对分离分选装备的需求，分离出的湿物质具有有机质含量高、含水率高等特点，适合进行干式厌氧发酵资源化处理，而干物质具有热值高、含水率低等特点，不但适合进行风选，回收塑料等组分，而且适合焚烧、气化等热处理方式，也可直接填埋。

3.2 推流式厌氧干发酵罐

消化反应器是厌氧发酵系统中最重要的装置，本项目采用推流式厌氧干发酵罐，如图3所示，横截面底部呈正方形，采用混凝土和钢结构结合的密封结构，内部保持轻微的过压状态。此外，顶部还设有沼气收集罩，包括安全阀、观察和检测仪表等设备。发酵罐长22 m，宽7 m，有效高度6.5 m。

图3 生活垃圾推流式厌氧干发酵罐

发酵罐内有4根缓慢旋转的纵向搅拌装置，其中第1根主要负责将经过预处理的新鲜物料和来自末端的回流物料在发酵罐内混合接种，物料在发酵罐内呈半流态状态，通过4根搅拌轴及其叶片的缓慢转动进行搅拌和接种，搅拌器由变频电机控制，从而使发酵罐始终处于最佳工作状态，物料在搅拌和流体作用下自然流向另一端，完成推流工艺循环。发酵温度为55℃，固体含量25%～35%（设计值30%），物料停留时间设定为25 d。

4 运行效果与讨论

4.1 发酵前后物料TS、VS的变化

发酵物料在厌氧前后的变化如图4所示。进罐物料的TS为22.5%～29.7%，平均值为25.4%；基于湿基的VS为14.5%～22.1%，平均值为18.3%。而出料料液的TS为5.8%～12.3%，平均值为9.9%；基于湿基的VS为4.7%～8.5%，平均值为6.6%。通过进料VS浓度的变化，忽略由于有机质转化为生物气而带来的沼液体积变化，可以推算出整个发酵系统有机质的平均转化率为63.8%。

图4 发酵前后物料的变化

4.2 氨氮的变化

一般认为，氨氮为50～200 mg/L时，有利于反应的进行，否则会减少生物体的活性。当反应器内的氨氮为12 mg/L，乙酸利用速率只有其最大值的54%。这说明，氨氮不仅是厌氧微生物生长所必须的基本氮源，而且还对促进厌氧污泥的活性具有重要作用。氨氮为200～1 000 mg/L时，对厌氧反应器中的微生物无不利影响。针对氨氮抑制方面的研究很多，但由于不同研究者所采用的试验条件（反应器类型、操作方式、温度、pH以及微生物驯化与否等）不同，得出的氨氮对有机垃圾厌氧发酵的抑制浓度相差较大。在系统正常运行pH为6.5～8.5，甲烷菌的活性随着NH4+的增加而降低，当NH4+为1 670～3 720 mg/L时甲烷菌的活性降低10%，当NH4+为4 090～5 550 mg/L时甲烷菌的活性降低50%，当NH4+为5 880～6 600 mg/L时甲烷菌会完全失去活性。

氨氮变化情况如图5所示。在运行过程中，反应器内部氨氮浓度的最低值为1 265 mg/L，最高值3 075 mg/L，在观察期内，系统连续运行，产气量稳定，氨氮浓度基本处于稳定状态，没有对产气产生抑制作用。

4.3 产气量变化

图5 发酵系统氨氮的变化

在10周的观察期内，产气量变化如图6所示，平均产气量2 537 m3/d。按原始进料量50 t/d计，进罐物料基于湿基的VS为18.3%，出料料液基于湿基的VS为6.6%，则推算出单位生活垃圾有机质可以产生沼气433.6 m3/t，可以预计，示范工程每年可产沼气92万m3，可发电147万kWh。

图6 厌氧发酵日产气量

4.4 甲烷含量的变化

在系统运行过程中，对生物气甲烷含量进行了检测，如图7所示。甲烷含量为52.8%～63.5%，说明发酵罐处于正常工作水平。

图7 发酵罐甲烷含量的变化

5 结论

1）城市生活垃圾推流式厌氧干发酵罐在处理规模50 t/d、温度55℃、固体含量25%～35%、物料停留时间25 d的运行情况下，整体系统运行状况良好。单位有机质产气量433.6 m3/t，有机质的平均转化率为63.8%，甲烷为52.8%～63.5%，每年可产沼气92万m3，可发电147万kWh。

2）在国外，固体废物的厌氧发酵技术相当成熟，已被证实发展前景广阔。而在我国，废物处理技术相对滞后。在过去的20 a，城市生活垃圾的收集、传递和运输系统虽然有所改善，但仍旧不能满足城市快速发展的需要；城市生活垃圾的处理技术在努力平衡和改善填埋、焚烧和堆肥这3项技术的同时，应根据垃圾的不同特点，努力开拓厌氧发酵处理技术。

3）无论从能源的再利用还是从垃圾减量化的角度，厌氧发酵处理都代表着垃圾的处理方向，这对加快能源领域实现可持续发展的战略目标具有十分重要的意义。期待政府在政策上给予支持，同时要努力推动城市生活垃圾分类管理的升级，共同推进城市生活垃圾处理技术的发展。

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