餐厨垃圾厌氧发酵技术研究进展及应用现状

方玉美， 程顺利， 赫玲玲， 张璐璐， 卫军华， 任秋鹤， 肖进彬

（河南省高新技术实业有限公司，郑州 450002）

餐厨垃圾主要包括餐饮垃圾和厨余垃圾，具有危害性和资源可利用性的双重特性. 我国餐厨垃圾存在高有机物含量、高含水率、高油、高盐分的特点，以及易腐发臭、存在病原微生物的危害. 假如我国一年产出的餐厨垃圾全部得以利用，相当于节约了200万hm2玉米的能量产出量和600万t生物柴油，资源化特征明显.

由于餐厨垃圾成分复杂，使用某种单一的处理方式往往很难完成高效处理. 现阶段我国餐厨垃圾处理技术及运行模式尚未成熟，国家倡导从源头上即实行垃圾分类降低餐厨垃圾处理难度，以多种方式共同使用处理餐厨垃圾，并为餐厨垃圾的处理提供补贴. 目前我国应用较多的餐厨垃圾的处理技术有焚烧和填埋、饲料化、肥料化、厌氧消化等［1-2］. 由于焚烧和填埋存在二次污染问题，不是目前倡导的最安全的垃圾处理方式. 饲料化技术由于存在不可预知的同源性污染等不安全因素，加上2018年以来非洲猪瘟的影响，多地已出台文件禁止餐厨垃圾的饲料化应用，这就使得餐厨垃圾肥料化和厌氧消化成为目前最主要的餐厨垃圾处理方式. 从现有报道分析，餐厨垃圾厌氧发酵技术选择性更高.

目前，我国餐厨垃圾处理的主流工艺是厌氧发酵，在建立的餐厨垃圾处理试点城市中，厌氧发酵工艺为主的处理设施占近80%，其他还有高温好氧发酵、好氧堆肥等工艺［3］. 本文介绍餐厨垃圾厌氧发酵工艺的分类与流程，阐述厌氧发酵反应器、工艺条件和废水处理的研究进展和应用现状，为餐厨垃圾处理试验研究，项目工程设计和运行提供参考.

1 餐厨垃圾厌氧发酵处理工艺分类与流程

1.1 餐厨垃圾厌氧发酵工艺分类

通过文献资料查阅与分析，总结了餐厨垃圾厌氧发酵工艺的分类及其优缺点. 厌氧发酵工艺可分为湿式工艺与干式工艺（按照垃圾中干物质含量划分），单相工艺与两相工艺（按反应级数划分），中温工艺与高温工艺（按照反应器内温度划分），分批进料工艺与连续进料工艺（按进料方式划分）.

表1 厌氧发酵工艺分类Tab.1 Classification of anaerobic fermentation process

1.2 餐厨垃圾厌氧发酵工艺流程

由于我国餐厨垃圾的含水率高的特点，目前在工程中应用较多的成熟技术且发展趋势是采用湿式、单项、连续、中温厌氧发酵，该工艺经济可行性高，一般采用的工艺流程如图1所示. 餐厨垃圾收集后首先会经过预处理系统，这是保证餐饮垃圾处理系统稳定运行的前置条件及关键步骤，作用是将餐饮垃圾中的有机物最大限度的保留，并破碎至较小粒度而将杂质和油脂分离出去；分离后，有机浆料进入厌氧消化系统，在厌氧消化系统内发酵产生沼气，完成资源的回收利用；另一方面，经厌氧处理后的沼液会进入污水处理系统进行处理，并达标排放；沼渣脱水后的泥饼外运处置.

图1 餐厨垃圾处理厌氧发酵工艺流程Fig.1 Process of anaerobic fermentation for food waste disposal

厌氧发酵技术在世界范围内被用于处理餐厨垃圾［4-14］，对于单一的餐厨垃圾，外国多采用湿式发酵工艺，对于混合垃圾分选后的有机垃圾多采用干式发酵工艺［12］. 在我国餐厨处理项目工程中，餐厨垃圾经提油处理后厌氧发酵产生沼气约70～80 m3/t，燃烧发电约120 kW·h［4，13］.

2 餐厨垃圾厌氧发酵反应器

常用的厌氧发酵反应器有全混式厌氧反应器（Continuous Stirred Tank Reactor，简称CSTR），塞流式反应器（Plug Flow Reactor，简称PFR）和内循环厌氧反应器（Internal Circulation，简称IC）.

完全混合式反应器CSTR在常规反应器内安装了搅拌装置，使发酵原料和微生物处于完全混合状态，活性区遍布整个反应器. 该反应器采用恒温连续投料或半连续投料运行，适用于高浓度及含有大量悬浮固体原料的厌氧发酵处理. 其优点是可以进高悬浮固体含量的原料，反应器内物料均匀分布，操作简便；而缺点是能量消耗较高，需要消化器体积较大. 目前国内餐厨垃圾厌氧发酵CSTR 技术以中试规模为主，在部分工程项目上也有一定的应用，北京某公司采用CSTR 单相湿式连续式高温厌氧发酵技术处理餐厨垃圾，厌氧消化罐有效容积5350 m3，容积负荷3.0 kgVs/（m3·d），停留时间约为30 d，负荷在2.0～4.0 kgVs/（m3·d）［15］. 在欧美等发达国家已经得到了广泛的应用，Fitriani等采用半连续CSTR进行了400 L的中试试验［16］.

塞流式反应器PFR 也称推流式反应器，是一种长方形的非完全混合式反应器，高浓度悬浮固体发酵原料从一端进入，从另一端排出，由于反应器内沼气的产生，产生垂直的搅拌作用，原料在反应器的流动呈活塞式推移状态. 其优点是不需搅拌装置，结构简单，能耗低；而缺点是塞流式反应器易造成固体沉积，前端易酸化，更适于高含固率有机物的发酵处理［17］. 但PFR容易出现严重的局部酸化现象，不利于长期处理过高负荷的易降解底物（如餐厨垃圾）［18］.

内部循环反应器IC是在CSTR基础上的升级改造，内部设沼气提升管和回流管，实现下部料液的循环.其优点是节省动力消耗，抗冲击负荷能力强；而缺点是内部结构相对复杂［19］. 脉冲-混合厌氧消化反应器（Impuls Mixing Digester，IMD）与其相似，其采用循环泵提供动力起到搅拌作用，促进进料与厌氧反应器内微生物的混合，反应器内部无需机械搅拌装置和填料，适用于有机浆液、剩余污泥等的厌氧消化处理，具有效率高、能耗低、易维护等特点［20］. 但它对于流动性强的浆料较为有效.

3 餐厨垃圾厌氧发酵工艺条件及影响

厌氧发酵的机理是利用兼性厌氧微生物的代谢作用，在无氧的条件下，一部分有机质为微生物本身利用，另外一部分分解为CH4、H2、CO2. 在餐厨垃圾厌氧发酵工程中常出现系统酸化、产气效率低等问题，依据现有文献报道，研究者主要从共消化基质、接种物、pH值、含盐量、添加外源物等工艺条件进行调控，解决现有问题.

3.1 共消化基质

固体有机废物厌氧共消化（co-AD）是一种更具有可持续性的废物处理解决方法［21］，常见的共消化基质有活性污泥、牛粪、猪粪、鸡粪、农业废弃物、绿色废弃物等，可以两两组合或多种组合，通过对发酵物料的C/N 值、pH环境、关键微生物丰度的调节，一般情况下其产气性能优于单一有机物料的产气性能，适当比例的共消化基质可获得最佳甲烷产量.

王洋等分析了餐厨垃圾与6种不同底物混合共消化系统的产气潜力，分别是活性污泥（5∶5）＞鸡粪（5∶5）＞玉米秆（3∶7）＞麦秆（3∶7）＞猪粪（1∶9）＞稻秆（5∶5）［22］. 但刘新媛等研究了鸡粪与餐厨垃圾共厌氧消化，结果是餐厨垃圾的厌氧消化产气性能较鸡粪强，二者共消化的产气性能优于鸡粪［23］. 餐厨垃圾与猪粪共发酵，与单独消化相比，具有平衡的碳氮比，高pH 缓冲能力，提高了氢营养型产甲烷菌的丰度［24］. 餐厨垃圾+污泥+秸秆3种物料共消化的产气性能优于两两组合，最优配比为1∶1∶1，C/N值为13接近最优C/N范围［25］. Han等研究发现，当剩余污泥与餐厨垃圾的TS比为1∶4时，联合厌氧消化的效率优于单一物料消化的效率［26］. 农业废弃物和绿色废弃物可以作为共消化基质加入，有助于提高餐厨垃圾厌氧消化系统的甲烷产率. Chen等研究发现，当剩余污泥、餐厨垃圾、绿色废弃三者比例为2∶1∶0.5时，呈现出最高的甲烷产率和乙酸浓度［27］.

牛粪与餐厨垃圾共消化，与它们单独厌氧消化相比，共消化中细菌和古细菌的多样性指数更高［28］；且水力滞留期≥15 d时可获得更高的甲烷产量［29］. 共消化系统中的pH维持在8.0及以上，保障了厌氧消化系统的稳定运行［30］. 有研究表明在餐厨垃圾与牛粪比为2.5 的情况下，维持了稳定的厌氧共消化，并实现了2.71 L CH4/（L·d）的高CH4产生和441 mL CH4/gVS的CH4产率［31］.

3.2 厌氧发酵系统接种物

经过预处理后的餐厨垃圾呈酸性，不易直接进行产甲烷发酵，故餐厨厌氧消化系统需要采用接种启动方式，接种一般可采用牛粪、厌氧污泥或沼渣. 由于很难获得足量的消化污泥，牛粪价格相对昂贵，故以污水处理厂脱水污泥中微生物作为菌种进行产甲烷发酵. 近年来对污泥与餐厨垃圾共消化的研究颇多. 廖晓聪等以宿迁市餐厨厌氧消化工程为依托，研究了以脱水污泥作菌种，经历菌种培养期、低有机负荷驯化期和提量运行期3 个阶段成功启动的过程，系统具有较强的缓冲能力，单位有机质投加量计的沼气产率（ABP）达808～821 m3/t VS［32］. 王洋涛等以餐厨垃圾与活性污泥混合厌氧发酵进行研究，以厌氧发酵沼渣作为接种物，多因素对累积产甲烷量的影响顺序为接种量＞TS质量分数＞温度＞物料配比餐厨垃圾与活性污泥的物料配比4∶6（质量比）、TS质量分数6%、接种量55%（质量分数）、温度40 ℃为最佳混合厌氧发酵条件［33］. Guo等以江苏省镇江市餐厨垃圾和污泥协同消化工程项目为例，以厌氧消化污泥和脱水污泥作为接种物，通过对比数据分析了减排的实际情况，发现餐厨垃圾和污泥的协同消化可以有效减少二氧化碳排放，与污泥卫生填埋相比，减少效果明显［34］.

餐厨垃圾厌氧发酵产甲烷工程的启动关键需要接种物，其中厌氧消化污泥和沼渣是首选，其次是牛粪［28］，污水处理厂的脱水污泥，或者是猪粪等［24］. 相比较而言，污水处理厂的脱水污泥廉价易得，作为餐厨垃圾厌氧发酵的共基质或启动接种物是可行的；建议接种量：接种污泥占整个厌氧发酵料的20%～60%，启动初期，接种量宜大，更容易启动厌氧发酵系统［35］.

3.3 餐厨垃圾含盐量

餐厨垃圾含盐量一般2%～5%，其含盐量的高低对餐厨垃圾的厌氧处理有较大影响. 研究认为，影响厌氧消化微生物主要是盐分中Na+，反应体系中的Cl-的浓度基本没有变化. 一定含量的盐浓度对维持微生物膜平衡和调节渗透压有重要作用，对微生物酶促反应有促进作用，但在Na+浓度为高于500 mg/L 时，对未经过驯化的微生物即有抑制作用，随着反应体系中Na+浓度的逐渐升高，厌氧消化微生物酶活性降低甚至失去酶活性从而影响反应系统中甲烷产量. 底物中Na+浓度对餐厨垃圾厌氧消化的累积产气量的影响显著. 在厌氧消化系统中，过多加碱调节pH引起的盐分积累会抑制产甲烷菌，当Na+浓度超过3.5 g/L，甲烷生成量下降［36］. 有研究表明当Na+浓度为5 g/L时，累积产气量为对照累积产气量的51%；而当Na+含量为10 g/L时，累积产气量为对照组累积产气量的1%，抑制程度明显［37］. Liu等通过添加渗透保护剂甘氨酸甜菜碱对高盐餐厨垃圾厌氧处理进行研究，确定了其为最佳剂量减小反应体系中Na+的抑制作用，使得甲烷产量分别提高了29.07%和63.49%；添加甘氨酸甜菜碱有利于乙酸和丁酸的生产和降解，提高了原料转化甲烷的速率［38］.

盐度较高影响微生物的生命活性，甚者导致微生物脱水死亡. 添加渗透保护剂是一种不错的选择，或者可以选取有机物料与餐厨垃圾共发酵，降低发酵系统盐度至0.5%以下，保障厌氧发酵系统的正常运行.

3.4 厌氧发酵系统pH值

当厌氧发酵系统出现酸化现象时，表明产甲烷菌的生物活性降低，需及时处理，避免工程停滞. 共消化基质如牛粪、猪粪使得系统内pH稳定；增加接种物的量，可增强微生物的生命活动，增强系统的抗冲击、自我调节酸化能力，保障厌氧发酵工程的稳定产气. 亦可添加一些pH调节剂，如Na2CO3、NaOH、膨润土等.

高一鸣针对餐厨垃圾厌氧发酵中酸抑制的问题进行生物强化，添加适量的生物强化菌剂表明添加丙酸产甲烷菌剂可以改变反应器内部的种群结构，增加了利用丙酸产甲烷菌的丰度，提升了反应器内部利用丙酸的能力，提高了厌氧反应器的甲烷产量［39］. 牛粪与餐厨垃圾共消化系统中的pH维持在8.0及以上，保障了厌氧发酵系统的稳定运行［30］.

Wang等研究探讨了初始pH缓冲剂对餐厨垃圾实验室规模厌氧水解酸化阶段的影响，试验结果表明，以添加Na2CO3作为初始缓冲剂和10 mol/L NaOH作为调节剂可获得最高VFAs含量（44.05 g/L），具有高乙酸和丁酸比例（42.64%），TS和VS去除率分别为44.84%和58.67%，VS/TS比值低（58.55），具有添加剂量少，调节频率低的优点［40］. 添加膨润土可将pH恢复速度从4.2～4.8提高到正常水平（7.0～8.0），从而提高了系统稳定性［41］.

3.5 外源添加物

适当添加一些促进剂如生物炭、膨润土、微量元素，能够有效提高餐厨垃圾厌氧消化的甲烷产率，多数通过提高厌氧发酵系统中关键微生物菌群的丰度，进而提高甲烷产量，稳定厌氧发酵系统. 生物炭加入餐厨垃圾厌氧发酵系统中甲烷丝菌较为丰富，甲烷产量约提高5%，对高有机负荷的消化池稳定性积极影响［42-44］. 马帅等试验研究添加椰子壳生物炭能够提高餐厨垃圾厌氧消化的甲烷产率，其最佳条件为：当污泥接种量为20.98%，初始pH=7.05，生物炭添加量为22.14 g/L 时，餐厨垃圾厌氧消化的产气效果最好，甲烷产率为331.66 L/kg TS［45］. Ting等研究活性污泥∶餐厨垃圾为1∶2厌氧共消化中，膨润土添加用量从0增加到2 g/kg，各厌氧共消化反应器的滞后期从15.1 d明显减少到1.4 d；膨润土的加入提高了甲烷产量，同时也可以减少共消化过程中甲烷生产的滞后阶段［41］.

添加微量元素可以保持较高有机负载量下的稳定和高甲烷产量［46］. 投加Ni2+以后甲烷菌和甲烷菌属所占比例分别从25.5%和28.8%升高至30.3%和32.6%，促进了挥发性脂肪酸（VFAs）中乙酸和丙酸的降解［47］.

此外，餐厨垃圾厌氧发酵系统中的油脂含量也影响甲烷产量. 当油脂质量分数由0 提高至30%时，生物气的产量（以挥发性悬浮固体VSS 计）也由385 mL/g 提高至489 mL/g，然而继续升高油脂含量会抑制生物产气［48］.

4 厌氧发酵废水处理

对于处理餐厨垃圾厌氧发酵过程中产生的废水，因较高浓度的化学需氧量和氨氮，需经处理达到当地排放标准才能排放或作为回用水. 选用适宜的处理工艺可以提升废水处理效率，减轻其带来的危害.Gao 等使用基于回流稀释的厌氧消化—完全亚硝化—厌氧氨氧化的组合工艺处理来自餐厨垃圾的厌氧消化产生的高浓度化学需氧量和氨氮的废水. 在厌氧氨氧化反应器中得到了化学需氧量和氨氮88%和96%以上的高去除率. 厌氧氨氧化处理后的废水回流用于稀释原废水或完全亚硝化和厌氧氨氧化的进水，保证了联合系统的稳定运行［49］.

郑炜等采用混凝、USAB（厌氧反应器）、接触氧化、生物沸石-膜生物反应器（ZB-MBR）和芬顿氧化（Fenton）构建的组合工艺处理餐厨垃圾发酵废液，结果表明，组合工艺能有效去除餐厨垃圾发酵废液中的COD 和NH4+-N等物质，各物质在出水中的平均含量分别为377 mg/L和9.7 mg/L［50］. Tsui等也选择USAB工艺处理食物垃圾渗滤液［51］.

5 研究展望

《“十三五”全国城镇生活垃圾无害化处理设施建设规划》中，鼓励使用餐厨垃圾生产油脂、沼气、有机肥、土壤改良剂、饲料添加剂等. 鼓励餐厨垃圾与其他有机可降解垃圾联合处理. 到“十三五”末，力争新增餐厨垃圾处理能力3.44万t/d，城市基本建立餐厨垃圾回收和再生利用体系. 除此之外，我国自2019年7月1日起以上海为第一个试点城市推行垃圾分类，随后将普及到全国大部分省会及重要发展城市，垃圾分类可以从源头上降低餐厨垃圾处理难度，减少预处理工序，降低生产成本，从而激励各餐厨垃圾处理企业发展.

此外，餐厨垃圾的资源化处理尚需开辟新途径，实现原料的高价值利用. Liu等利用微生物技术将餐厨垃圾转化为生物絮凝剂并将其应用于铁矿物加工废水处理，使用效果明显［52］. 张新旺等以餐厨垃圾为原材料，通过高温热解法和共沉淀法制备了餐厨垃圾生物质炭（Natural Kitchenwaste Biochar，NKB）和磁性餐厨垃圾生物质炭（Magnetic Kitchenwaste Biochar，MKB），并对其性能进行了研究［53］. 但这些还处于实验室研究水平，离市场化应用还有一定距离.

总体来说，我国餐厨垃圾处理行业颇有成效，但仍面临着诸多技术瓶颈亟待解决，在全链条完整性处理技术工艺上尚未成熟；为获得更大的经济效益和社会效益，餐厨垃圾的高价值产品仍需不断开发；整体还处于起步阶段，市场缺口明显，未来仍有很大的发展空间. 待在建餐厨垃圾处理项目全部投入运行后，将大大提升我国餐厨垃圾无害化处理、资源化利用水平，为保障食品安全、全力推进垃圾分类提供有力支撑和保障.