有机固体废物干法厌氧发酵技术研究综述.docx

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有机固体废物干法厌氧发酵技术研究综述

有机固体废物干法厌氧发酵技术研究综述

叶小梅1,2,常志州1①　（1.江苏省农业科学院农业资源与环境研究所,江苏南京　210014;2.南京农业大学资源与环境

科学学院,江苏南京　210095）

摘要:

干法厌氧发酵技术作为有机固体废物能源化与处置的有效途径,近年来已逐渐成为世界各国农业固体废物资源化技术研究的热点。

综述了国内外有关有机固体废物干法厌氧发酵处理技术研究现状,并展望了农业固体废物干法厌氧发酵技术的发展趋势。

关键词:

有机固体废物;干法厌氧发酵;处理技术

中图分类号:

X705　　文献标识码:

A　　文章编号:

1673-4831（2008）02-0076-04

StateofArtsandPerspectiveofDryAnaerobicDigestionofOrganicSolidWaste1YEXiao2mei1,2,CHANGZhi2zhou1（1.Instituteof

AgriculturalResourceandEnvironmentalSciences,JiangsuAcademyofAgriculturalSciences,Nanjing210014,China;2.CollegeofRe2

sourceandEnvironmentalSciences,NanjingAgriculturalUniversity,Nanjing210095,China）

Abstract:

Asthetechnologyofdryanaerobicdigestionoforganicsolidwasteisaneffectiveapproachtothedisposingandrecyclingofor2

ganicsolidwasteasenergy,ithasbecomeahotspotoftheresearchonthistechnologyallovertheworld.Areviewofthestatusquoofthe

researchonthetechnologyofdryanaerobicdigestionoforganicsolidwasteinsideandoutsidethecountryhasbeenpresented,andanout2

lookofthedevelopmentofthetechnologyhasbeengiven.

Keywords:

organicsolidwaste;dryanaerobicdigestion;disposaltechnique

有机固体废物的厌氧发酵依据总固体（TS）含量高低分为湿发酵和干发酵。

干法厌氧发酵是指TS质量分数20%～50%的厌氧发酵处理工艺。

与湿法工艺相比,干法工艺具有明显的优势:

（1）可以适应各种来源的固体有机废弃物;

（2）运行费用低,并提高了容积产能能力;

（3）需水量低或不需水,节约水资源;

（4）产生沼液少,废渣含水量低,后续处理费用低;

（5）运行过程稳定,无湿法工艺中的浮渣、沉淀等问题;

（6）减少了臭气排放,等等[1]。

国外对干法厌氧发酵的研究始于20世纪80年代有关污泥的卫生填埋,之后主要集中于城市垃圾的处理。

在欧洲,每年用于处理城市垃圾的干法厌氧发酵装置的总处理能力已达到57×106t,超过湿法工艺装置总处理能力（48×106t）[2]。

世界上第1个以能源作物为底物的连续干发酵沼气

厂已在德国建成并正式投产[3]。

我国对干法厌氧发酵技术研究较少,至今仅有数家利用

垃圾填埋场所产沼气发电的企业。

据孙永明等[4]报道,我国

每年产生的农业固体废弃物高达几十亿t,如果将其1/3用

于厌氧发酵,每年可获得1000亿m3沼气[5],相当于2.3亿

t标煤,约是我国现在年煤产量的10%。

因此,将国内外有关

有机固体废弃物干法厌氧发酵处理技术研究与示范工程等

资料作一综述,为开展我国农业固体废弃物干法厌氧发酵技

术研究提供借鉴与参考。

1　影响干法厌氧发酵过程的主要因素

1.1　底物组成

因可生化降解性不同,不同的底物沼气产量相差很大,甚至相差40%以上[6]。

此外,底物C/N比值也影响产气量,C/N比值太高,微生物所需氮量不足,且消化液缓冲能力降低;C/N比值太低,含氮量过多,有机物分解受到抑制。

众多研究结果表明,厌氧发酵底物C/N比值以20～30为宜,过高与过低均会影响底物产气量或产气速率[7]。

底物中木质纤维素含量影响底物的可生化降解性,进而影响产气潜力[8]。

此外,采用多种底物混合发酵可获得更高的产气效率,同时也为沼渣的后续处理与利用带来方便。

PARAWIRA等[9]将番茄残体与甜菜叶按不同比例混合,进行干法厌氧发酵,当番茄残体与甜菜叶质量比为24∶16时,与单一的番茄残体相比,甲烷产气量可提高31%～62%。

MSHANDETE等[10]将剑麻果浆与鱼加工废弃物混合进行厌氧发酵,结果表明混合发酵的单位挥发性固体（VS）所产甲烷量比单一原料提高了近100%。

LEHTOM等[11]用不同秸秆与粪便混合,当秸秆比例为30%时,与单一粪便发酵相比,沼气产量提高了16%～85%。

WEILAND[12]在综述德国厌氧消化技术发展现状与趋势后指出,混合厌氧发酵以及优化混合原料组合将是重要的发展方向。

1.2　底物预处理

对于固体含量高的有机废物,底物水解是限制其厌氧消基金项目:

江苏省农业自主创新项目;江苏省农业科学院基金项目

（6110616）

收稿日期:

2007-11-27

1通讯联系人

生态与农村环境学报　

2008,24

（2）:

76-79,96

JournalofEcologyandRuralEnvironment

化过程的主要因素。

底物水解速率除受自身生物可降解性、C/N比值等影响外,还受底物物理结构、性状以及它们与水解酶接触难易程度等影响[13]。

底物比表面积大、底物与酶接触容易等均会提高水解速率,加速产气速率[14]。

因此采取减少底物颗粒直径、改善底物与酶的亲和能力等预处理技术,可以提高底物水解速率与产气量。

1.2.1　物理预处理

物理预处理通过减小物料粒径、改变物料晶体结构、使微生物/酶与底物有效接触而促进消化进程,主要有切碎、研磨、浸泡、冷冻、超声波、蒸汽爆破、脉冲等方法。

MSHANDET等[15]采用批次厌氧发酵工艺研究了2～100mm粒径剑麻纤维废弃物对总纤维物质降解量以及甲烷产量的影响,结果表明,当粒径从100mm减小到2mm,厌氧发酵过程中总纤维降解量从31%提高到70%,甲烷产量增加了23%,1kg总VS产甲烷量由0.18m3提高到0.22m3。

VOGT等[16]采用蒸气加压力爆碎的方法处理纤维素、木质素含量高的垃圾,结果表明与对照相比甲烷产量提高40%,VS消减率增加

40%。

TEIHM等[17]研究表明,采用超声波处理物料20～120min,可使厌氧发酵时间从22d降到8d,同时沼气产量提高2.2倍。

ZHANG等[18]在进行稻草干法厌氧消化的研究中,分别在60、90、110℃条件下对稻草进行热处理发现,预处理温度越高,固体减少量越多,甲烷产量越高。

1.2.2　化学预处理

化学预处理可以促进复杂有机物质降解转变为易于生物降解的小分子物质,从而提高产气效率。

通常有酸、碱和氧化等方法。

稀酸预处理可以显著促进纤维素水解,已经成功用于木质纤维原料预处理。

GHOSH等[19]发现,对城市固体垃圾进行预处理时,按照100gTS加0.5gNaOH的比例处理物料,其甲烷产量可提高35%。

WEEMAES等[20]研究了臭氧氧化预处理对生活污泥厌氧消化的影响,发现臭氧氧化预处理可以使有机物质的转化量达到67%。

1.2.3　生物预处理。

生物预处理主要利用微生物所分泌的胞外酶等物质预先水解底物。

HASEGAWA等[21]从高温反应器中分离出能分解溶化有机固体废物的嗜温微生物,用该微生物对污水污泥进行预处理,在1～2d内近40%的有机物被分解,与未经过该预处理的对照相比,沼气产量提高了50%。

石卫国[22]发现,经复合菌剂预处理的秸秆启动时间缩短,且产气量比未经过预处理的对照提高42.15%～52.35%。

KUBLER[23]发现好氧堆肥过程能使厌氧消化的效果提高。

不同预处理方法具有不同的优缺点。

传统的化学与物理处理技术耗能较多;生物处理技术从成本和设备角度考虑具有独特的优势,但处理效率较低。

如何将这些预处理方法进行优化组合,实现低成本、高效率,是今后有机固体废弃物预处理技术研究的发展方向。

1.3　TS含量

TS含量对有机物的降解有显著影响。

刘晓风等[24]以垃圾为底物,研究间歇式反应器中TS质量分数20%～50%时对有机物降解的影响。

结果表明,TS20%和30%时,TS和VS的降解率较高,分别为27.85%、29.47%和32.42%、33163%。

当TS浓度为40%时,TS和VS降解率明显下降,分别为24122%和29.74%;当TS为50%时,TS与VS降解率更低,仅为21.56%和29.35%。

对于连续式反应器而言,在一定水力滞留时间条件下,总固体含量,即有机负荷量过高,会由于有机酸过量积累而导致启动失败或产气量降低[7]。

1.4　接种物因总固体含量高,在干法厌氧发酵过程中加入足够的接

种物是加快厌氧消化启动和提高甲烷产气率的重要措施之一。

一般情况下,干法厌氧发酵时菌种（消化污泥）添加比例为料重的20%左右,若能达到30%以上则更好,这样可以提高产气速率和早期沼气中甲烷的含量。

PARAWIRA等[25]研究不同接种量（厌氧消化污泥）对土豆废渣降解过程的影响发现,当接种物与底物TS的比例小于1.5时,甲烷产气率随接种量增加而提高;当此比例等于1.5时,底物（VS）产甲烷最多,达0.132L·g-1;高于1.5时甲烷产气率则随接种量增加而降低。

不同接种物因菌群不同产气效果相差很大。

TORRES2CASTILLO等[26]对畜禽垫料进行干法发酵,研究猪粪和牛粪作为接种物的产气效率,结果发现,以牛粪为接种物的物料降解效率高于猪粪,且产气量随着接种量增加而增加。

余建峰[27]比较了不同接种物（二沉池污泥、浓缩池污泥、厌氧池污泥）对牛粪干法厌氧处理系统的影响,结果表明,二沉池污泥经驯化用作接种物效果好于其他处理,反应器中TS产气率达362.9mL·g-1。

周岭等[28]研究表明,用秸秆浸泡液对

厌氧发酵用污泥接种物进行驯化可以提高优势菌种的数量。

1.5　pH及温度

厌氧发酵系统中产酸菌可以在pH5.5～8.5范围内生长良好,而产甲烷菌对pH变化非常敏感,其适宜pH范围为6.6～7.5,因此,反应器的pH值应维持在6.5～7.8范围内。

温度与有机物分解过程有密切关系。

30～35℃（中温）与50～55℃（高温）是厌氧发酵的2个适宜温度段。

中温厌氧发酵工艺所需热量少,运行稳定,便于管理,因此得到大量应用。

李连华等[29]研究结果证实,中温比高温更合适农作物秸秆的厌氧消化。

1.6　搅拌搅拌可使微生物与发酵底物充分接触,加快底物的分解速度。

对于厌氧干发酵,搅拌尤为重要。

搅拌可使物料混合均匀,避免局部酸化,并有利于沼气逸出。

但由于厌氧微生物代谢较慢,搅拌过于强烈反而会影响微生物的絮凝作用,降低消化能力[30]。

2　有机固体废物干法厌氧消化处理工艺

2.1　连续式反应器

目前欧洲主要采用4种已经实现商业化运作的连续沼

第2期叶小梅等:

有机固体废物干法厌氧发酵技术研究综述·

77·气干发酵工艺,即Kompogas卧式推流发酵工艺、Dranco竖式

推流发酵工艺、Lingle2KCA卧式推流发酵工艺和Valorga竖

式气搅拌工艺[7]。

1983年GHOSH[31]提出一种改进的2相消化过程来处理有机固体废物。

该发酵系统使水解酸化和产甲烷2个反应阶段分别在2个反应系统进行。

在2相消化过程中,产沼气率及挥发性固体的转化率均有提高[32]。

但在实际市场运作中,2相消化并没有表现出优越性。

DEBAERE[33]通过对欧洲固体垃圾厌氧消化所用工艺的调查发现,2相消化所占的市场份额比单相消化要小得多,原因是2相消化系统需要更多投资,且运转维护也更为复杂。

2.2　间歇式（批次）反应器在间歇式消化系统中,TS质量分数为30%～40%,底物1次加料接种后完成消化过程。

间歇式反应器因设计简单、操作方便、对粗糙底物与重金属耐受性强以及投资少而在发展中国家更有发展前途[34]。

世界上第1个商业运行的1步间歇式反应器建于荷兰的Lelystad[35]。

NGUYEN等[36]以MSW（城市固体废弃物）为底物,采用间歇式工艺,设计淋滤液喷淋与不喷淋2个处理,系统运行60d后,采用淋滤液喷淋,1kgVS可产甲烷260L,61%VS被消减。

我国的叶森等[37]设计一种自排式反应器,其容积为2.0m3,发酵原料是牲畜粪便和玉米秆。

m[粪（马、牛、猪粪）]∶m（草）为3∶1,TS质量分数为20%,试验时间80d,容积产气率达到1.09m3·m-3·d-1。

3　干法厌氧发酵的生物监测及环境效应

3.1　干法发酵工艺对病源菌的影响

SALMINEN等[38]综述干法发酵工艺对有害微生物的影响认为,厌氧消化能够杀灭病源菌,且高温厌氧消化比中温更有效,能100%杀灭粪大肠菌与沙门菌,而中温型消化池仅能杀灭部分粪大肠菌与沙门菌;高温厌氧消化可使导致鸡球虫病的Eimeriatenella虫卵99.9%死亡,而中温消化仅能杀灭90%～99%;高温、中温厌氧消化对粪生真菌的孢子灭活率分别为99%～100%、94%～98%。

厌氧消化对病源菌的杀灭效果除与温度有关外,还取决于水滞留时间以及采用的工艺,一般2步法比1步法对病源菌与病毒的杀灭效果更好。

厌氧消化过程不稳定或消化不彻底均可降低对病源菌的杀灭效果。

3.2　大气环境的影响

SCHAUSS等[39]研究了将秸秆厌氧干发酵后再施入农田整个过程的温室气体排放,结果表明,干发酵后氧化氮（以N计）排放量为458g·hm-2·a-1,比对照770g·hm-2·a-1减少近1/3,甲烷排放量减少22%。

MOLLER[40]估算好氧堆肥工艺中氮的循环利用为36.4kg·hm-2,而厌氧发酵工艺中氮的利用为76.4kg·hm-2。

BORJESSON等[41]对厌氧产沼气工艺的环境影响进行系统分析表明,CO2、CO、NOx、SO2、CH4等气体的排放不仅与厌氧工艺有关,而且与所用底物种类、沼气利用方式以及沼液、沼渣后续处理方式有关,不同底物间温室气体排放量差异很大,有的相差3～4个数量级,差异最大的（如SO2）相差11个数量级。

4　干法厌氧发酵技术难点及攻关方向

与湿法厌氧消化相比,有机废弃物干法厌氧消化虽具有众多优势与益处,但推广应用仍然存在众多困难[42]:

一是反应基质浓度高,造成反应中间产物与能量在介质中传递、扩散困难,易使部分区域中间代谢产物过度积累,从而形成反馈抑制;同时水分含量低也影响细胞移动或酶扩散,进而影响细胞或酶与底物的接触,最终影响产气速率与效率;此外,由于细胞移动与酶扩散困难,需要加大接种量来实现快速启动,增加了运行成本。

二是反应基质的结构、组成以及颗粒大小等呈不均匀性[8],使得系统运行难以控制,连续运行不稳定。

三是搅拌阻力大,使得基质搅拌混合困难。

同时由于干法厌氧发酵取样以及系统控制等难度较大,研究工作相对开展得少,也不系统、不深入,特别是在工程平台上开展的干法研究工作则更少[43-44]。

为提高干法厌氧发酵技术的研究水平并加快其示范应用,特别是提高以农业有机固体废弃物为主要底物的干法厌氧消化技术水平,应加强以下几个方面的研究工作:

一是针对干法厌氧发酵接种量大与启动慢这个难题,加强底物水解进程、产酸特征与产酸量的基础研究工作;同时对接种物中厌氧微生物数量与功效作定量分析,阐明底物特征与接种量之间的定量关系,以减少接种量与缩短启动时间。

二是针对农业有机固体废弃物底物中纤维素、木质素等难降解物含量高这个特点,研发操作简便、成本低且与后续厌氧消化相耦合的预处理技术;同时研究厌氧条件下木质纤维类化合物降解的动力学特征与加速降解的技术与途径。

三是选择与优化工艺路线,特别是针对我国农村村镇垃圾、秸秆等固体废弃物,研究设计投资省、运行稳、效率高的厌氧发酵新工艺,以解决干法厌氧发酵中介质不均匀、传质速度慢等难点。

四、是研究干法厌氧发酵消化过程中固液界面的微生物群落多样性变化特征,随固体底物水解而产生的微生物群落变化及其对消化进程的影响等。

5讨论

据石元春[45]院士分析,我国年产农林废弃物资源实物量（干重）为14.35亿t,可用于生物质产业开发的实物量为9.5亿t,其中作物秸秆占46%,薪柴薪炭林和林地残积物占33%,畜禽粪便占12.5%,其他占8.5%。

可见能用于生物质开发的均是固体含量高的农林废弃物。

因此,开展有机固体废物的干法厌氧发酵工艺研究,对推动我国生物质能产业发展具有重要意义。

参考文献:

[1]　SCHAFERW,LEHTOM,TEYEF.DryAnaerobicDigestionof

·78·　　　　　　　　　　　　　　生　态　与　农　村　环　境　学　报　　　　　　　　　　　　　　第24卷

OrganicResiduesonFarm—AFeasibilityStudy[R].Finland:

MTTAgrifoodResearchFinland,AgriculturalEngineering,2006:

71-77.

[2]　KRAFTE.Thockenfermantion2BruckeZwischenAbfaallbehandlung

undLandwritschaft?

[M].Gulzow:

GulzowerFachgesprache,

2004:

81-95.

[3]　DEBAEREL.WillAnaerobicDigestionofSolidWasteSurvivein

theFuture?

[J].WaterScienceandTechnology,2006,53（8）:

187-194.

[4]　孙永明,李国学,张夫道,等.中国农业废弃物资源化现状与发

展战略[J].农业工程学报,2005,21（8）:

169-173.

[5]　蔡振明,高爱忠,祁梦兰.固体废物的处理与处置[M].北京:

高

等教育出版社,1993:

248-250.

[6]　SAINTJC,DEBOISS,LOTTIJP.DeterminantImpactofWaste

CollectionandCompositiononAnaerobicDigestionPerformance:

IndustrialResults[J].WaterScienceandTechnology,2000,41

（3）:

291-297.

[7]　VERMAS.AnaerobicDigestionofBiodegradableOrganicsinMu2

nicipalSolidWastes[D].Columbia:

DepartmentofEarth&Envi2

ronmentalEngineering,FoundationSchoolofEngineering&Ap2

pliedScience,ColumbiaUniversity,2002.

[8]　BUFFIEREP,LOISELD,BERNETN,etal.TowardsNewIndi2

catorsforthePredictionofSolidWasteAnaerobicDigestionProper2

ties[J].WaterScienceandTechnology,2005,53（8）:

233-241.

[9]　PARAWIRAW,MURTOM,ZVAUYAR,etal.AnaerobicBatch

DigestionofSolidPotatoWasteAloneandinCombinationWith

SugarBeetLeaves[J].RenewableEnergy,2004,29（11）:

1811-1823.

[10]MSHANDETEA,KIVAISIA,RUBINDAMAYUGIM,etal.An2

aerobicBatchCo2DigestionofSisalPulpandFishWastes[J].Bio2

ResourceTechnology,2004,95

（1）:

19-24.

[11]LEHTOMA,HUTTUNENS,RINTALAJA.LaboratoryInvesti2

gationsonCo2DigestionofEnergyCropsandCropResiduesWith

CowManureforMethaneProduction:

EffectofCroptoManureRa2

tio[J].Resources,ConservationandRecycling,2007,51（3）:

591-609.

[12]WEILANDP.AnaerobicWasteDigestioninGermany2Statusand

RecentDevelopments[J].Biodegradation,2000,11（6）:

415-421.

[13]ANGELIDAKII,SANDERSW.AssessmentoftheAnaerobicBio2

degradabilityofMacroPollutants[J].ReviewsinEnvironmental

ScienceandBiotechnology,2004,3

（2）:

117-129.

[14]SONGH.CharacterizationofMicrobialCommunityStructureWith2

inAnaerobicBiofilmsonMunicipalSolidWaste[D].Queensland:

SchoolofEn