高校餐厨垃圾制沼气与中水回用联合改造系统

马振,万皓,张萌

(1.上海大学环境与化学工程学院,上海 200444; 2.上海大学能源管理办公室,上海 200444)

高校餐厨垃圾制沼气与中水回用联合改造系统

马振1,万皓2,张萌2

(1.上海大学环境与化学工程学院,上海 200444; 2.上海大学能源管理办公室,上海 200444)

针对高校餐厨垃圾与生活污水的处理现状,提出了构建餐厨垃圾制沼气与生活污水回用良性互补的联合节能改造系统的思路,为高校节能工作创建了新的改造模式.在不同的餐厨垃圾与污泥混合比例条件下进行了产沼气实验,当混合比为1∶1时,40 d后的累积沼气产率最大,为621 mL/(g·VS),挥发性固体(volatile soild,VS)含量去除率高达67.5%,产甲烷效率为78.6%,为最佳混合比例.1∶1混合底物反应后溶解性化学需氧量(solluted chemical oxygen demand,SCOD)、溶解性碳水化合物及蛋白质的去除率分别为55.7%,68.7%,22.7%,较餐厨垃圾的发酵显著提高,底物的pH值基本在6.8～7.2之间.通过对上海大学南区进行的节能估算可知,改造后每年可节省耗能费约26万元,具有较好的经济效益.

高校;餐厨垃圾;沼气;生活污水;节能

餐厨垃圾是食品加工、饮食服务等居民日常生活中产生的垃圾[1],是食物垃圾中最主要的一种.上海、沈阳、深圳、广州等城市的餐厨垃圾在城市生活垃圾中的比重均已超过50%,分别为59%,62%,57%和57%[2].餐厨垃圾含水率高(可达80%～95%),易腐烂变质、滋生蚊蝇,而高校食堂餐厨垃圾的产出量巨大并呈快速上升趋势,给师生的健康带来危害.

同时,我国城市年缺水量高达60亿m3,严重缺水城市有110个,而早前的“十五”计划就已提出将城市污水量的10%作进一步处理后回用.据统计,高校人均用水量少则200～300 L/(人·d),多则600～700 L/(人·d),给市政排水管网带来巨大负担.中水是指污水经处理后达到一定的回用水质标准的水[3],高校的中水回用是全国节水工作的重要组成部分.目前,多数高校并未对食堂的餐厨废物进行回收利用,而是通过容器收集后运往专门的处理部门,而少数高校已逐渐实现了校园的中水回用.如梁玮[4]对太原理工大学的中水回用系统进行规划,每年可节水3.93×105m3,节省水费94.3万元.然而,高校中这些节能项目大多为单独处理污水或餐厨垃圾,废物的处理方式并没有太多的创新与突破.

1986年,Poli等[5]首次提出了餐厨垃圾与污泥混合消化处理工艺,Grifn等[6]研究了污泥与有机废物中温共混厌氧消化,提出了中温条件下市政污泥及有机废物的共同处理技术,并取得了较好的效果.由于餐厨垃圾单独发酵会有挥发性脂肪酸(volatile fatty acids,VFAs)的积累,微生物可能受到中间产物毒性抑制而导致发酵过程失败,故近年来混合发酵已成为有机废物发酵技术研究最为关注的领域之一.高瑞丽等[7]研究表明,当餐厨垃圾单独厌氧发酵时,产气在短期内已趋于结束,存在严重抑制有机酸的现象.而污泥在降解过程中会有氨氮的积累,如果二者混合发酵,就可调节环境的pH值,提高产气效率.餐厨垃圾厌氧发酵中因缺少微量元素而不利于产甲烷菌的生长代谢,污泥的加入可使反应底物具有更均衡的营养组成.另外,在厌氧消化过程中,碳氮质量(C/N)比是微生物生长以及消化系统稳定运行的关键因素,消化的C/N比达到10～20为宜[8].高瑞丽等[7]的研究得出剩余活性污泥的C/N比为4.72,厨余垃圾的C/N比为30.71,通过不同比例混合后C/N比在11.2～15.1之间,可见二者混合可调节培养环境中的碳氮质量比.再者,厌氧产沼气过程中的副产品沼渣中含有腐殖酸10%～20%,有机质30%～50%,全氮1%～2%,磷0.4%～0.6%[9],具有较好的肥效,可用于高校园林植物的施肥.

1 联合改造系统规划

高校宿舍分布集中,与食堂距离较近,可将餐厨垃圾制沼气与中水回用进行联合改造,彼此建立良性的互补关系,为高校提出新的节能模式.联合节能系统的规划如图1所示,食堂天然气供给系统中增设一条管道输送制取的沼气,实现食堂天然气的部分自给.学生宿舍生活污水统一收集处理后回用于宿舍、食堂的冲厕等水质要求较低的场合.在污水处理过程中污泥产生量通常占污水量的0.3%～0.5%(体积)或约为污水处理量的1%～2%(质量),收集的剩余污泥与餐厨垃圾混合后进行厌氧发酵产沼气,既可回用污水处理过程中的剩余污泥,又有助于提高产沼气的效果.产沼气后余下的沼渣用于高校园林施肥或培养污水处理菌种.

2 实验分析

2.1 实验方法

本实验方法和所用仪器如表1所示.收集高校食堂餐厨垃圾样品并进行分离筛选,挑选出其中的干扰物,经粉碎机粉碎后再置于混合容器中进行搅拌,直至达到均质化.取餐厨垃圾原样不添加污泥作为对照组,另配制相同体积的餐厨垃圾与剩余污泥(采自污水处理系统中)混合样品,每组样品分别按照5∶0,5∶1,3∶1,1∶1,1∶3,1∶5这6种不同比例混合均匀,每个比例下设2组平行试验.将以上6种发酵底物样品分别标记为A,B,C,D,E,F.发酵底物样品加入厌氧的发酵罐中,每个底物接种相同的接种污泥,用氮气吹脱5 min以排除空气,用胶塞密封,发酵罐置于恒温水浴锅内,调节温度为35°C.用排水法收集气体,记录产气的累积量,测定反应后甲烷的实际产率,并根据计算所得的理论产率求出产甲烷效率,利用相应的仪器及检测方法测定底物中VFAs、NH3-N、溶解性化学需氧量(solluted chemical oxygen demand,SCOD)、溶解性碳水化合物及蛋白质等含量的变化(见表1).厌氧消化产沼气实验模拟装置如图2所示.

图1 餐厨垃圾制沼气及中水回用联合改造的流程Fig.1 Process of combined reconstruction of producing biogas by kitchen wastes and recycled water

表1 实验方法与仪器Table 1 Experimental methods and instruments

图2 厌氧消化产沼气实验模拟装置Fig.2 Simulation of experimental device for producing biogas by anaerobic digestion

2.2 反应原理分析

不同比例餐厨垃圾与污泥的混合物中所含的碳水化合物、蛋白质和脂肪的组成比例也不相同.已有研究表明,餐厨垃圾代谢途径的不同对产气特性可造成一定影响[10].蛋白质水解为氨基酸后通过食氢厌氧微生物或Stickland反应转变为VFAs[11];脂肪则水解为长链脂肪酸,再经过氧化后生成VFAs;碳水化合物水解为单糖再经过糖酵解转变为醇类和VFAs.在产甲烷菌的作用下,这些中间产物转化为沼气.蛋白质、脂肪及碳水化合物对应生成的沼气中CH4与CO2的比例分别为71%与29%,68%与32%,50%与50%.表2比较了不同餐厨垃圾与污泥混合物的性质.

表2 餐厨垃圾与污泥混合物的性质Table 2 Properties of kitchen wastes and sludge mixture

2.3 实验结果

在整个厌氧发酵过程中,餐厨垃圾与剩余污泥联合发酵的最大沼气累积产率为621 mL/(g·VS),此时二者的混合比为1∶1,与餐厨垃圾单独厌氧发酵相比沼气累积产率提高近3倍,说明此混合比例下的产气效果最好,为最佳配比,这主要是因为随着污泥的逐渐加入,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营养元素更加均衡.同时,污泥量过少,厌氧发酵反应启动较慢,从而影响了产气及有机物降解;而污泥量过多,会因微生物之间的竞争抑制作用影响微生物的生长繁殖,从而影响有机物的降解.随着污泥量的增加,足够数量的菌群使得产气效率增加,但是此时菌种之间会互相争夺养分产生竞争抑制作用,反而影响其产气效率.因此,在联合节能改造过程中,选取餐厨垃圾与污泥的混合比为1∶1较为合适(见图3).

图3 餐厨垃圾与污泥厌氧发酵累积沼气产率Fig.3 Cumulative biogas yields of anaerobic fermentation about kitchen wastes and sludge

取有机质分子式为CaHbOcNd,假设其在降解过程中完全转变为CO2和CH4,则有机质降解过程方程式[13]可表示为

已有研究结果表明[14],如果碳水化合物、蛋白质、脂肪分别用C6H10O5,C5H7O2N, C57H104O6表示,其理论甲烷产率分别为415,496,1 014 mL/(g·VS),则不同比例的混合底物发酵后的甲烷理论产率Y[14]t为

混合发酵底物中总有机质的生物转化产甲烷效率[14]为式中Ye为甲烷的实际产率.

结合表2中所列出的不同混合比例下脂肪、蛋白质以及碳水化合物的含量,即可计算出不同比例混合发酵底物的理论甲烷产率及生物转化产甲烷效率(见图4).

图4 餐厨垃圾与污泥联合厌氧发酵产气性能比较Fig.4 Performance comparisons of biogas produced by anaerobic fermentation of kitchen wastes and sludge

对反应前后不同混合比例的反应底物中所含VS量进行测量与对比(见图5)后发现,反应后VS量均明显减少,其中当混合比为1∶3时VS的去除率最高达70.7%,1∶1时VS去除率达67.5%,同样有很好的VS去除效果.

图5 不同餐厨垃圾与污泥混合比反应前后底物中VS含量的变化Fig.5 Variations of VS content in substrate before and after reaction under diferent mixed ratios of kitchen wastes and sludge

反应结束后,餐厨垃圾单独发酵后剩余底物的pH值较低,这主要是由于餐厨垃圾易导致VFAs的积累,而VFAs积累会造成厌氧缓冲体系中的HCO−3碱度与VFAs反应转变为AC−碱度,使得发酵体系中pH值下降,从而抑制产甲烷菌的生长;而添加了污泥的混合底物反应结束后pH值较高.结合图6和7分析,这可能是由于污泥在降解过程中产生的NH3-N类物质较多,有一定的中和作用,NH3-N浓度升高是由含氮有机物不断分解造成的.然而,氨氮超过一定的浓度也会对系统产生抑制作用,Lay[15]的研究表明,pH值为6.5～8.5时,甲烷菌的活性会随NH+4浓度的增大而降低;NH+4浓度在1 670～3 720 mg/L时,产甲烷菌的活性将会降低10%;NH+4浓度在4 090～5 550 mg/L时,产甲烷菌的活性会降低50%,因此反应中的NH3-N浓度应控制在合理的范围之内.

厌氧消化反应中产甲烷菌适宜的pH值最佳范围较窄(6.8～7.2).如图8所示,餐厨垃圾与污泥1∶1混合底物在厌氧反应初始时,pH值均在6.8～7.0的小范围内波动,这是由于在厌氧发酵试验初期系统处于产酸阶段,同时多糖类物质的快速降解导致了系统的pH值减小.待系统稳定运行后,pH值有所回升,但餐厨垃圾发酵中过高的有机负荷会使pH值迅速减小,最低至6.5,低于厌氧发酵最佳pH值,说明此时发酵系统已出现酸化,影响了正常产气.而1∶1混合发酵在一段时间后pH值呈现先上升后下降的趋势,但基本稳定在7.0～7.2之间,属于最佳范围内,这可能是因为污泥中的NH3-N类物质水解后,NH+4离子的积累对有机酸产生了中和作用,同时在此混合底物反应条件下甲烷产气效率高,对累积的VFAs会有一定的消耗作用.在实际反应体系中,如果酸性过大则可在反应器中加入适量的石灰;如碱性过大则可投加新鲜的消化基质和水.

图9为反应前后溶解性物质的含量,厌氧发酵过程中的SCOD主要来自溶解性蛋白质以及少量的溶解性碳水化合物.由图可知,在1∶1混合反应物、餐厨垃圾两种不同反应底物下, SCOD的去除率分别为55.68%和23.9%,碳水化合物的去除率分别为68.67%和38.37%,溶解性蛋白质的去除率分别为22.68%和19.62%.1∶1混合反应物SCOD反应前后的去除率明显比餐厨垃圾有所提高.对于餐厨垃圾的厌氧发酵,SCOD的去除率只有23.9%,这与该系统产气情况以及VS去除效果对应,说明该反应系统整个发酵过程运行并不理想.而1∶1混合底物中碳水化合物的去除率比餐厨垃圾也有较大提高,虽然餐厨垃圾单独厌氧发酵时碳水化合物的含量较高,但因产气过程中受到有机酸积累的抑制,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发酵.与溶解性碳水化合物的去除率相似,1∶1混合发酵溶解性蛋白质的去除率要高于餐厨垃圾发酵,但由于蛋白质的降解速率要明显低于碳水化合物,故其反应后的去除率也明显低于碳水化合物.

图6 1∶1混合物反应NH3-N含量的变化Fig.6 Variations of NH3-N content in reaction by mixture of 1∶1

图7 1∶1混合物反应VFA含量的变化Fig.7 Variations of VFA content in reaction by mixture of 1∶1

图8 厌氧发酵反应中两种不同底物pH值的变化Fig.8 Variations of pH values in two diferent substrates by anaerobic fermentation reaction

图9 发酵反应前后溶解性物质含量Fig.9 Contents of dissolved substances before and after fermentation reaction

3 系统处理工艺

3.1 完全混合厌氧发酵工艺

在工程应用中,产沼气系统最佳处理温度为35～40°C,如果温度波动幅度过大,则微生物活力下降,反应器的负荷也会降低[16],pH值调节在6.8～7.2之间为宜.系统采用完全混合厌氧发酵工艺,即在常规沼气发酵罐内采用多混合搅拌和加温技术.发酵罐采用高固态全混式厌氧发酵罐,此反应器适合于高固态物厌氧发酵.多混合搅拌使微生物处于完全混合状态,其活性区域遍布整个反应器,效率比常规反应器有明显提高.高固态全混式厌氧发酵罐配备了厌氧发酵优化控制系统,较长的水力停留时间有利于餐厨垃圾的充分分解与消化,故选取高固态全混式厌氧发酵罐较为合适.

3.2 一体化膜生物反应工艺

中水回用量为总污水量的1/2左右,仅需1/2的污水作为中水原水即可.中水原水采用宿舍的生活污水(冲厕水除外),其主要超标污染物指标为COD,BOD5和NH3-N类物质,污染物浓度较低且污水的可生化性较好(BOD5/COD约为0.5).城镇污水处理厂通常以活性污泥法为主导处理工艺[17],而针对中水原水特点,本系统采用移动床生物反应器一体化膜反应工艺,此反应器中微生物附着在载体上,载体漂浮在反应器内,随混合液的回旋翻转而自由移动,集活性污泥法与生物膜法的优点于一体.该工艺水力停留时间和污泥停留时间可分别控制.由于膜对混合液的高效分离过程中缺失的活性污泥非常少,曝气中活性污泥的浓度便提高,比传统的混合液悬浮固体浓度高出很多倍,通常COD负荷为4～5 kg/(m3·d),营养和微生物比率比较低.此法易产生膜污染,可采取以下措施加以改善.

(1)在混合液中添加一些絮凝剂(如FeCl3等)以提高污泥的滤饼性能,但絮凝剂不宜多加,否则会影响污泥活性.

(2)改善水力学特征.选用错流膜组件,在较低的压差下(低于0.1 MPa)采用较高的膜面流速(通常为4 m/s),以提高膜面剪切力.

(3)对膜定期清洗.通过物理或化学方法对膜进行清洗以除去污水处理中留下的污染物.

3.3 一体化除臭

高校食堂餐厨垃圾制沼气及中水回用联合改造系统需考虑臭气的防治,这不仅是因为餐厨垃圾发酵会产生臭气,在污水处理过程中也会产生臭气,这些气体既危害人体健康又会导致生产设备腐蚀[18].根据本系统的工艺特点,臭气的来源主要为餐厨垃圾及污水的预处理环节,其他工序之间基本上都是管道密闭连接而不产生臭气,因此可将所有臭气源设计在一个密闭的空间内,采用负压收集集中洗涤系统除臭.除臭的主要原理为

生物除臭系统内部固定了多种菌种,臭气氧化分解产生的其他产物进入循环系统,最终和代谢产物一起排出.生物菌种将致臭污染物降解为二氧化碳和水,不产生二次污染.该系统耐冲击负荷,在污染物浓度上升后短时间内处理效果下降,但会很快恢复正常.

4 节能效益分析

高校餐厨垃圾与生活污水的联合改造比二者单独施工建设会节省大量的人力和物力.该系统省去了部分管道费、除臭费、药品费以及管理费等,减少了占地面积,降低了建设与运营成本,具有较好的经济效益.

图10为上海大学南区建筑分布图.上海大学南区为学生生活宿舍区,共住宿学生近1万人,宿舍总占地面积达36 637 m2,该区的生活污水排放量约4.3×104m3/a,需中水水量约2.15×104m3/a.对于一个中等规模的高校而言,中水成本约1.8元/m3,上海市水费及排污费总价按2.93元/m3算,则一年可节省水费约242 950元.根据南区餐厅的就餐人数,设置0.5 t/d的垃圾处理设施,改造完成后预计沼气产量为50 m3/d,每1 t餐厨垃圾产沼气约100 m3,沼气中有效成分甲烷占55%～70%,处理1 t餐厨垃圾可得甲烷约60 m3.除去寒暑假,一年内按270 d计算,则每年可以回收甲烷量约为8 100 m3.初步估算,处理1 t餐厨垃圾用电23 kW·h,用水0.1 m3,水电合计费用18.9元/t,则生产1 m3甲烷成本约为0.315元,天然气价格按2.5元/m3计算,每年学校食堂可以节省天然气费用约17 698.5元,即该联合节能改造系统建成后每年可节省用能费用总计约26万元.

图10 上海大学南区建筑分布图Fig.10 Building maps of Shanghai University Southern District

5 结论

(1)将餐厨垃圾与污泥按不同比例混合发酵,比单独的餐厨垃圾发酵产气效果显著.当二者混合比例为1∶1时,40 d后沼气产率最大,可达621 mL/(g·VS),VS去除率高达67.5%,产甲烷效率为78.64%,为最佳混合比例.此混合底物反应后SCOD、溶解性碳水化合物及蛋白质的去除率分别为55.68%,68.67%,22.68%,比餐厨垃圾单独厌氧发酵具有更好的去除效果.在该混合反应条件下,pH值基本在6.8～7.2的最佳范围内.

(2)餐厨垃圾与生活污水联合节能改造比二者单独施工建设将节省大量的人力物力,降低了投入成本.本系统以上海大学南区为例,通过估算得出每年回用水量约2.15×104m3,产甲烷约8 100 m3,可节省用能费用约26万元,具有较好的经济效益.

(3)本系统探索了高校节能改造的新思路,提出了高校节能的新模式,在高校生活区内进行食堂餐厨垃圾制沼气及宿舍污水回用的联合节能改造,形成一体化的节能系统,为高校同类型的节能系统改造提供参考.

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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

万皓(1975—),男,副教授,博士,研究方向为循环经济.E-mail:15809589980@163.com