餐厨垃圾联合厌氧消化研究进展

邓云盼,周颖君,杨 波,林嘉森,王 璐,王 伟

(1.深圳大学化学与化工学院，广东深圳 518060；2.中国城市建设研究院有限公司，北京 1001200；3.清华大学环境学院，北京 100084)



餐厨垃圾联合厌氧消化研究进展

邓云盼1,周颖君2,3*,杨 波1,林嘉森1,王 璐2,王 伟3

(1.深圳大学化学与化工学院，广东深圳 518060；2.中国城市建设研究院有限公司，北京 1001200；3.清华大学环境学院，北京 100084)

餐厨垃圾中有机物及水含量高，可生化性强，其厌氧消化既可减少环境污染，又可以沼气等形式回收生物质能。但餐厨垃圾C/N值及含油、含盐量高，单独厌氧消化易出现酸化及系统不稳定等问题。然而，餐厨垃圾的联合厌氧消化可根据不同物料的特性，有效提高系统稳定性及产气效率，并促进废物资源化。该研究分析了餐厨垃圾的特征，总结了餐厨垃圾与其他有机垃圾联合厌氧消化的常见类别，分析了相关影响因素，并指出了还需解决的问题及发展方向。

餐厨垃圾； 生物质能； 联合厌氧消化； 污泥； C/N比

随着经济的快速发展和居民生活水平的提高，生活垃圾量急剧上升，2012年底全国城市生活垃圾达17.08亿t，其中餐厨垃圾(FW)占50%以上，其无害化处理正成为社会关注的焦点[1]。同时，FW有机物含量高、营养成分丰富，存在很高的资源化利用价值。因此，当前迫切需要可再生能源化技术对其有效处理，减少FW对环境危害及其所含资源的浪费。然而，制造饲料、卫生填埋、堆肥等传统的处理方式存在二次污染难以处置及能源回收受限等问题[2]。厌氧消化技术虽可有效缓解环境污染问题并产生清洁能源，但单独的FW厌氧消化效率低下。为解决这一问题，大量研究者发现利用有机垃圾与FW的互补效应，通过联合厌氧消化形式，可均衡营养及调控pH等，改善系统的稳定性及产甲烷性能，并实现废物的再生利用，有利改善环境卫生[3-4]。笔者对FW特征及其联合厌氧消化种类、影响因素等相关研究进行了总结和分析，以期为今后的研究提供一定的参考。

1 FW的特征

FW主要包括餐馆、食堂等的饮食剩余物及肉食、油脂、面点加工废料等，其成分受到地理位置、经济水平、文化等差异等影响[5]。FW含淀粉、蛋白质、脂肪等成分，具有营养丰富及油脂、盐和含水率高等特点，其厌氧消化系统稳定性及产气效果难以控制。例如，Izumi等[6]的研究表明，FW总固体(TS)、挥发性固体(VS)含量分别为16.5%、15.5%，其含水率高达83.5%，同时VS/TS值大，表明FW可生化性强，厌氧消化产酸过快，系统稳定性降低。Zhou等[7]的研究表明，FW(干基)中还原糖、蛋白质、纤维素比例分别为38.63%、15.32%、9.68%，也因有机物含量高，易出现酸性抑制。同时，Zhang等[8]的研究表明，FW(干基)中脂肪、K+、Na+、Ca2+、Mg2+分别占22.80%、2.30%、3.45%、0.03%、0.16%，含盐及脂肪量很高，容易抑制微生物的活性，降低FW厌氧消化效率。因此，目前单独的FW厌氧消化主要控制在低负荷下运行，以维持其系统的稳定。

2 联合厌氧消化分类

将联合厌氧消化技术引入对FW的处理，不是简单的物料混合，而是综合考虑营养物质的均衡、缓冲能力及产气效果的优化，提高系统稳定性及其处理效率。从营养物质水平上看，含糖量较高的垃圾主要是FW、农作物秸秆、果蔬垃圾，蛋白和脂肪含量较高的是动物粪便。蛋白质可为细菌的合成代谢提供N源；而糖类可以提高C/N值，平衡系统稳定性[9]。从产气上看，理论上脂肪的C、H含量高，产气量最高，但脂肪降解速率慢；而糖类则降解最快，单位质量蛋白质产气量最低[10]。因此，蛋白质、糖类、脂肪的合理配比，可优化厌氧消化产气性能。赵云飞等[11]发现，糖类、蛋白质及脂肪的比例为55∶36∶9时，产甲烷量最大。Zhou等[7]发现,糖类、蛋白质、纤维素比为2∶1∶1时，产甲烷潜势最高。综上可知，糖类所需量要明显高于蛋白质、纤维素，其中脂肪所需量最少。这可能与不同营养物质的配比制约着系统产酸产碱的平衡有关。赵云飞等[11]研究表明，碳水化合物的含量高于65%时，易出现酸抑制；蛋白质含量高于48%时，NH3-N浓度升高，易出现碱性抑制。该研究介绍了4种常见基质与FW联合厌氧消化的研究(表1)，主要针对营养平衡及系统稳定性两方面进行探讨。

2.1 FW与动物粪便

单独的动物粪便营养物含量及C/N值低，其厌氧消化产气量偏低，并易出现NH3-N抑制的问题。然而，动物粪便与FW的混合可以利用其互补效应，增加产气性能、系统稳定性。Zhang等[8]发现，维持FW与牛粪比例为2∶1时，比单独的FW产甲烷量提高41.1%。这归因于牛粪中蛋白质含量高，产气性能提升。Agyeman等[12]发现，继续增加牛粪的量至两者比例为1∶1时，产甲烷量可增至630 ml/g VS，但牛粪不能继续增加，否则容易出现NH3-N抑制。在系统稳定性方面，牛粪的投加稀释了FW，并且其蛋白质水解产生的NH3-N可调节pH，减轻高负荷下的酸性抑制，其有机负荷可升至10 gVS/(L·d)以上[8]。例如，Guillaume等[13]发现，牛粪投加促使混合体系脂肪含量低于25%，减轻了脂肪酸的积累。相反，由于FW的快速产酸性质，促使牛粪的不易降解性及产气量低的问题得到改善。Banks等[14]发现，FW增加了牛粪的营养平衡，并且所产酸可以促进牛粪中的纤维降解，增加厌氧消化的产气量。在两相消化系统方面，Li等[15]还发现FW高产酸速率，可缩短酸化时间(总水力停留时间13 d，酸化只需1 d)，提高联合厌氧消化效率。

2.2 FW与果蔬垃圾

有研究表明，果蔬垃圾中糖分及半纤维素约占有机质的70%以上，其余以纤维素和木质素为主[16]。果蔬垃圾中纤维素含量高，可对FW起到稀释的效果，减轻盐与油脂的抑制作用[7]。吕琛等[17]研究发现，混合基质产气量比单独的FW厌氧消化提高了2%～6%。然而，由于果蔬垃圾的C/N比也相对较高，联合消化时易发生酸化现象。采用单相厌氧消化时，宜控制在低负荷(2%的TS量)的条件下[18]。部分研究采用两相反应器将FW和果蔬垃圾比例维持在8∶5，充分利用了两者易酸化的特点[4，18-19]。Yang等[4]、Wang等[18]研究证实，混合基质可提高两相厌氧消化中的酸化效果，并缩短水力停留时间，有机负荷可升至5 gVS/(L·d)。其中，FW所用比例偏高，主要是FW可为厌氧消化提供充足的营养，并通过消化产物加强果蔬垃圾的降解。

2.3 FW与农作物秸秆

农作物秸秆的C/N值高，发酵潜力高，但其主要成分是木质素、纤维素、半纤维等，水解产酸难度大[20]。有研究者在FW与秸秆比例为5∶1、4∶1时进行联合厌氧消化，一方面为了调节C/N比，另一方面利用FW的消化产物增加秸秆的水解，降低酸的抑制作用[21-22]。周祺等[23]通过调节FW(C/N = 18.9)与玉米秸秆(C/N = 63.5)的混合比例来控制C/N为20时，产气量相比单独FW提高28.7%。其归因于系统营养平衡性提高，纤维素酶活性增强，秸秆的水解增强。此外，玉米秸秆水解耗酸，增强了系统抗酸化能力，pH可以稳定在7.25 ± 0.3，极大地提高系统稳定性[22]。而系统稳定性的提高，可直接提高联合厌氧消化的效率。蒋滔等[24]发现，FW与秸秆混合后，厌氧消化延滞期提前9～12 d，有机物降解率比单独的FW提高69.4%。

2.4 FW与活性污泥

厌氧消化已经广泛应用于处理污水处理厂剩余活性污泥[25]。然而，污泥与牛粪的性质类似，蛋白质含量高，C/N比值低，但污泥中还含有大量微生物残体，为生物发酵提供菌群。因此，将C/N比值高的FW与其联合厌氧消化具有较高的可行性。赵云飞等[26]发现，混合基质比例1∶1的条件下，产气量分别比单独的FW、污泥提高2.5和1.0倍。虽然，污泥比例提高会增加产气量，但由于大分子物增多，降低厌氧消化速率，同时系统易出现碱性抑制。Gou等[27]证实，在比例为1∶2的条件下，易出现氨氮抑制，需控制在1 gVS/L低负荷下运行。然而，污泥正常的投加情况下，其可调控pH，并对FW起到稀释作用[27-28]。Kim等[29]发现，混合基质的蛋白质降解加快，NH3占总氮比例可迅速升至47%，有效防止pH的骤降。Lin等[30]发现，混合基质pH可控制在6.5～8.8，NH3-N浓度可控制在1 326～2 033 mg/L，Na+浓度可控制在1 386～1 423 mg/L，产甲烷菌不受到抑制。

表1 几种典型的餐厨联合厌氧消化

注：“a”表示单位为“%TS”；“b”表示单位为“L/(L·d)”;“c”表示单位为“ml/gTS”。

3 厌氧消化的主要影响因素

FW联合厌氧消化利用不同废物的互补效应，调节营养平衡，并对有毒有害物的稀释作用，来维持产甲烷菌等微生物的正常生长。其厌氧消化系统的影响因素有很多(微生物群落、有机负荷、营养物等)，这里主要针对FW的特点，分析C/N比值、温度、盐和油脂、预处理等对系统稳定性的影响。

3.1 C/N比值

微生物对C/N值的需求，是衡量营养平衡的一个重要参数[31]。微生物对C/N比的最佳需求一般为25～30，但不同废物的厌氧消化最优C/N存在一定差异。联合厌氧消化对C/N的调节，通常运用C/N比较低的有机质与C/N比高的FW混合。Zhang等[32]研究发现，FW与牛粪混合的最优C/N比为15.8。Zhou等[22]发现，FW与秸秆混合的最优C/N比为20。蒋滔等[24]研究发现，FW与玉米秸秆的最优C/N比为25.89。C/N比过高时，可能出现酸的积累，发生酸抑制；同时N元素缺乏，出现甲烷菌的生长抑制，产甲烷量减少[33]。而C/N比过低时，可能发生氨氮抑制[34]。

3.2 温度

产酸菌和产甲烷菌的活性都受到温度的影响，目前主要考察中温(30～38 ℃)、高温(50～55 ℃)厌氧消化效果，而低温(20～25 ℃)研究较少[35]。从反应动力学上讲，高温条件下酶活性最高，微生物代谢速率最快；从微生物群落的角度看，中温菌群最丰富，厌氧消化更稳定。Gou等[27]发现,污泥与FW联合高温(55 ℃)厌氧消化过程中，产气率分别是45、35 ℃时的1.3和1.6倍。同时，Ward等[36]发现，高温系统的有机负荷率高达7 gVS/(L·d)，而中温体系只能在小于5 gVS/(L·d)的条件下稳定运行。但大量产甲烷菌的适宜温度为30～40 ℃，高温厌氧细菌种类较少，致使中温体系应用广泛。

3.3 盐和油脂

FW中含有大量的盐(K+、Na+、Ca2+、Mg2+等)及油脂，影响厌氧消化过程。少量无机盐促进微生物的生长；但当浓度太高时，细胞失水导致生物活性降低。Kim等[37]发现，钠盐浓度超过5 g/L会抑制微生物生长。当钠盐的含量超过1.5%时，生物降解能力丧失[4]。Ca2+浓度达2 g/L时，容易出现抑制[38]。而一些高浓度负离子也会抑制微生物生长。Cl-的浓度高于0.03 g/L时，会抑制微生物活性；超过1.7 g/L时，易与氮化合物结合形成氯胺，抑制作用增强[39]。此外，餐厨中的油层容易浮于基质及附在微生物表面，导致气体排出受阻，并阻碍传质作用。油脂的分解易形成长链酸，在高浓度下对微生物具有毒害作用，同时还会与Ca2+、Mg2+结合，影响其自身被利用及矿物质元素的供应。Meng等[40]发现，油的浓度高于50 g/L时，厌氧消化系统会出现不稳定。因此，通过不同基质与FW的联合厌氧消化可以稀释盐和油脂，减轻或避免其抑制作用[13]。

3.4 预处理

目前，联合厌氧消化主要是通过机械破碎、化学处理、超声处理等方法对基质进行预处理，来改善厌氧消化的效果。机械破碎可减小进料粒径、扩大物料与微生物的接触面积，从而提高反应速率；但由于水解酸化作用加强，容易出现酸性抑制的现象。Agyeman等[12]发现,2.5 mm粒径的FW产甲烷量比8 mm粒径的提高10%～29%。但Izumi等[6]发现，破碎粒径也不是越小越好，当FW粒径小于0.7 mm时，产甲烷效率降低；当粒径达0.4 mm时，系统出现酸性抑制。而其他基质如秸秆类破碎后有利于厌氧消化，但其粒径也需控制在0.3～1.0 mm才能保证联合厌氧消化系统稳定[23]。化学处理以碱处理为主，其可促进高分子有机物水解，并增强系统耐酸能力。Zhou等[22]发现，用4%的NaOH对秸秆进行预处理后，降解速率加快，系统产气量及消化效率提高。超声波处理主要是运用空化作用破坏物料的化学键，提高生物的降解性。Quiroga等[41]通过7 500 kJ/kgTS超声处理牛粪与FW、活性污泥的混合物，发现中温和高温厌氧消化产甲烷量分别提高31%和67%。

4 结语

联合厌氧消化极大地提高了系统的营养均衡性及稳定性，有效实现FW的减量化、无害化、资源化，具备良好的环境及经济效益。目前，对联合厌氧消化的物料配比、影响因素等已经进行了广泛深入研究。不同废物的性质差异导致与FW联合厌氧消化条件大不相同，致使发酵效率及产气存在差异。因此，联合厌氧消化应根据不同地区废弃物种类，选用合适处理方式，最大限度实现FW与废物的资源化。但还需注意到，目前我国的垃圾分类、收运体系、处理工艺还处于不完善状态，实际生活中的FW成分波动性大，大部分FW的联合厌氧消化还处于试验阶段，并未得到大规模应用，相关工艺参数有待进一步改进及规范化。

[1] LIN X B,WANG F,CHI Y,et al.A simple method for predicting the lower heating value of municipal solid waste in China based on wet physical composition[J].Waste management,2015,36：24-32.

[2] 许晓杰,冯向鹏,李冀闽,等.国内外餐厨垃处理现状及技术[J].环境卫生工程,2014,22(3)：31-33.

[3] 张丽颖,姜永海,邓舟,等.城市生物质废物厌氧消化处理可行性分析[J].环境科学与技术,2010,33(5)：143-147.

[4] YANG Y Q,SHEN D S,LI N,et al.Co-digestion of kitchen waste and fruit-vegetable waste by two-phase anaerobic digestion[J].Environmental science pollution research,2013,20(4)：2162-2171.

[5] 王攀,任连海,甘筱.城市餐厨垃圾产生现状调查及影响因素分析[J].环境科学与技术,2013,36(3)：181-185.

[6] IZUMI K,OKISHIO Y,NAGAO N,et al.Effects of particle size on anaerobic digestion of food waste[J].International biodeterioration & biodegradation,2010,64(7)：601-608.

[7] ZHOU Q,YUAN H R,LIU Y P,et al.Using feature objects aided strategy to evaluate the biomethane production of food waste and corn stalk anaerobic co-digestion[J].Bioresource technology,2015,179：611-614.

[8] ZHANG C S,XIAO G,PENG L Y,et al.The anaerobic co-digestion of food waste and cattle manure[J].Bioresource technology,2013,129：170-176.

[9] ESPOSITO G,FRUNZO L,GIORDANO A,et al.Anaerobic co-digestion of organic wastes[J].Reviews in environmental science and bio/technology,2012,11(4)：325-341.

[10] 段妮娜,董滨,李江华,等.污泥和餐厨垃圾联合干法中温厌氧消化性能研究[J].环境科学,2013,34(1)：321-327.

[11] 赵云飞,刘晓玲,李十中,等.有机成分比例对高固体浓度厌氧发酵产甲烷的影响[J].中国环境科学,2012,32(6)：1110-1117.

[12] AGYEMAN F O,TAO W D.Anaerobic co-digestion of food waste and dairy manure：Effects of food waste particle size and organic loading rate[J].Journal of environmental management,2014,133：268-274.

[13] GUILLAUME S,LENDORMI T.Anaerobic co-digestion of dairy cattle slurry and agro-industrial fats：Effect of fat ratio on the digester efficiency[J].The Canadian journal of chemical engineering,2015,93(2)：304-308.

[14] BANKS C J,SALTER A M,HEAVEN S,et al.Energetic and environmental benefits of co-digestion of food waste and cattle slurry：A preliminary assessment[J].Resources,conservation and recycling,2011,56(1)：71-79.

[15] LI R P,CHEN S L,LI X J.Biogas production from anaerobic co-digestion of food waste with dairy manure in a two-phase digestion system[J].Applied biochemistry and biotechnology,2010,160(2)：643-654.

[16] BOUALLAGUI H,TOUHAMI Y,CHEIKH R B,et al.Bioreactor performance in anaerobic digestion of fruit and vegetable wastes[J].Process biochemistry,2005,40(3/4)：989-995.

[17] 吕琛，袁海荣，王奎升，等．果蔬垃圾与餐厨垃圾混合厌氧消化产气性能[J].农业工程学报，2011，27(S1)：91-95．

[18] WANG L，SHEN F,YUAN H R,et al.Anaerobic co-digestion of kitchenwaste and fruit vegetable waste：Lab-scale and pilot-scale studies[J]. Waste management,2014,34(12)：2627-2633．

[19] SHEN F,YUAN H R,PANG Y Z,et al.Performances of anaerobic co-digestion of fruit & vegetable waste (FVW)and food waste (FW)：Singlephase vs.two-phase[J].Bioresource technology,2013,144：80-85．

[20] WANG X J,YANG G H,FENG Y Z,et al.Optimizing feeding composition and carbon-nitrogen ratios for improved methane yield during anaerobic co-digestion of dairy,chicken manure and wheat straw[J].Bioresource technology,2012,120：78-83．

[21] YONG Z H,DONG Y L,ZHANG X,et al.Anaerobic co-digestion of food waste and straw for biogas production[J].Renewable energy,2015,78：527-530．

[22] ZHOU Q,SHEN F,YUAN H R,et al.Minimizing asynchronism to improve the performances of anaerobic co-digestion of food waste and corn stover[J].Bioresource technology,2014,166：31-36．

[23] 周祺，刘研萍，邹德勋，等．餐厨垃圾与玉米秸秆联合厌氧消化产甲烷性能的试验研究[J].中国沼气，2014，32(1)：27-32．

[24] 蒋滔，李平，任桂英，等．餐厨垃圾与玉米秸秆混合中温发酵产气效果模拟[J].生态与农村环境学报，2015，31(1)：124-130．

[25] IACOVIDOU E,OHANDJA D G,VOULVOULIS N.Food waste co-digestion with sewage sludge-realising its potential in the UK[J].Journal of environmental management,2012,112：267-274．

[26] 赵云飞，刘晓玲，李十中，等．餐厨垃圾与污泥高固体联合厌氧产沼气的特性[J].农业工程学报，2011，27(10)：255-260．

[27] GOU C L,YANG Z H,HUANG J,et al.Effects of temperature and organic loading rate on the performance and microbial community of anaerobic codigestion of waste activated sludge and food waste[J].Chemosphere,2014,105：146-151．

[28] DAI X H,DUAN N N,DONG B,et al.High-solids anaerobic co-digestion of sewage sludge and food waste in comparison with mono digestions：Stability and performance[J].Waste management,2013,33(2)：308-316．

[29] KIM H W,NAM J Y,SHIN H S.A comparison study on the high-rate codigestion of sewage sludge and food waste using a temperature-phased anaerobic sequencing batch reactor system[J].Bioresource technology,2011,102(15)：7272-7279．

[30] LIN Y Q,WU S B,WANG D H.Hydrogen-methane production from pulp& paper sludge and food waste by mesophilic-thermophilic anaerobic codigestion [J].International journal of hydrogen energy,2013,38 (35):15055-15062．

[31] BOUALLAGUI H,LAHDHEB H,ROMDAN E B,et al.Improvement of fruit and vegetable waste anaerobic digestion performance and stability with cosubstrates addition[J].Journal of environmental management,2009,90(5)：1844-1849．

[32] ZHANG W Q,WU S B,GUO J B,et al.Performance and kinetic evaluation of semi-continuously fed anaerobic digesters treating food waste：Role of trace elements[J].Bioresource technology,2015,178：297-305．

[33] PROCH ZKA J,DOLEJˇS P,M CA J,et al.Stability and inhibition of anaerobic processes caused by insufficiency or excess of ammonia nitrogen [J].Applied microbiology biotechnology,2012,93(1)：439-447．

[34] RAJAGOPAL R,MASSE D I,SINGH G.A critical review on inhibition of anaerobic digestion process by excess ammonia[J].Bioresource technology, 2013,143：632-641．

[35] 江志坚，朱保宁，袁海荣，等．温度与负荷对餐厨与果蔬垃圾混合厌氧消化酸化产物的影响[J].可再生能源，2014，32(1)：81-86．

[36] WARD A J,HOBBS P J,HOLLIMAN P J,et al.Optimisation of the anaerobic digestion of agricultural resources[J].Bioresource technology,2008, 99(17)：7928-7940．

[37] KIM I S,KIM D H,HYUN S H.Effect of particle size and sodium ion concentration on anaerobic thermophilic food waste digestion[J].Water science and technology,2000,41(3)：67-73．

[38] CARR RE H,SIALVE B,BERNET N.Improving pig manure conversion into biogas by thermal and thermo-chemical pretreatments[J].Bioresource technology,2009,100(15)：3690-3694．

[39] SERRANO A,SILES J A,GUTIERREZ M C,et al.Optimization of anaerobic co-digestion of strawberry and fish waste[J].Applied biochemistry biotechnology,2014,173(6)：1391-1404．

[40] MENG Y,LI S,YUAN H R,et al.Evaluating biomethane production from anaerobic mono- and co-digestion of food waste and floatable oil (FO) skimmed from food waste[J].Bioresource technology,2015,185：7-13．

[41] QUIROGA G,CASTRILLON L,FERNANDEZ-NAVA Y,et al.Effect of ultrasound pre-treatment in the anaerobic co-digestion of cattle manure with food waste and sludge[J].Bioresource technology,2014,154：74-79

Research Progress in Anaerobic Co-digestion of Food Waste and Other Organic Wastes

DENG Yun-pan1,ZHOU Ying-jun2,3*,YANG Bo1et al

(1.College of Chemistry and Chemical Engineering,Shenzhen University,Shenzhen,Guangdong 518060; 2.China Urban Construction Design & Research Institute Co.,Ltd,Beijing 1001200; 3.School of Environment,Tsinghua University,Beijing 100084)

Food waste (FW) is easy to be biodegraded due to its high contents of organics and water.Anaerobic digestion has been proved efficient in the treatment of food waste,from the points of both pollution reduction and bio-energy recovery.However,with high C/N ratio and high contents of oil and salt,acidification and unstable operation could easily occur during anaerobic digestion processes of FW.As a result,anaerobic co-digestion of FW with other organic wastes is getting popular these days,as it can help to avoid these problems.Here an overview about common types of anaerobic co-digestion related to FW is presented,and also analyzes factors which have impact on the co-digestion processes.It also gives suggestions on the problem needed to be addressed and direction of future research.

Food waste; Bio-energy; Anaerobic co-digestion; Wasted active sludge; C/N ratio

科技部国家科技支撑计划资助项目(2012BAC15B00)。

邓云盼(1991- )，男，江西吉安人，硕士研究生，研究方向：固废废弃物资源化。*通讯作者，工程师，博士，从事固废废弃物资源化研究。

2015-11-23

S 181

A

0517-6611(2015)35-112-03