餐厨垃圾处置方式及其碳排放分析
近些年来,餐厨垃圾资源化利用已引起各国关注。加之全球对碳减排的呼吁与行动不断走上议事日程，这更加限定了对餐厨垃圾的处置今后需走资源化可持续之路...
作者综述了国内外餐厨垃圾处置现状，分析了5种处置方式的基本原理，通过典型案例分析5种餐厨垃圾处置方式的碳排放量，期待为我国未来餐厨垃圾资源化方向指明道路...
文章来自：《环境工程学报》2017年第2期。
全文共8324字，图表2个，阅读大概需要12分钟。
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文
郝晓地,周鹏,曹达啓
北京建筑大学城市雨水系统与水环境省部共建教育部重点实验室/可持续污水处理技术研发中心,北京100044
我国已有五批餐厨垃圾资源化利用和无害化处理试点城市被确定
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数据显示,我国餐厨垃圾年均产量约为9000万t˙a-1。因餐厨垃圾具有高有机质与油脂成分及高含水率(77%以上)、易生化降解等特点,所以,若得不到及时、合理处置,必将对社会环境与人体健康带来巨大安全隐患。围绕餐厨垃圾科学、合理处置问题，世界各国已进行了大量基础与应用研究工作。填埋、焚烧、简单加工作为饲料等方式仍在不同程度上应用于餐厨垃圾的处理。
近些年来,餐厨垃圾资源化利用已引起各国关注。目前,我国已有五批餐厨垃圾资源化利用和无害化处理试点城市被确定。
试点城市主要采用厌氧消化产沼气、好氧堆肥、制作饲料以及综合处理等技术。
除此之外,微生物环境工程学报第11卷燃料电池、热解与气化、水热炭化、生物农药制造、乙醇与乳酸生产等技术也被开始用于对餐厨垃圾处理的研究。
一方面,这为餐厨垃圾资源化处置开辟了新的研究途径;另一方面,也说明餐厨垃圾资源化今后将主导其最终处置归宿。
不同餐厨垃圾处理方式,在餐厨垃圾资源化回收程度以及产生的碳排放量方面有着很大差别。因此,对餐厨垃圾处理需要依据其基本特点,选择适宜的处理方式,从而构建资源化与碳减排合二为一的处理规划。
文章重点
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在综述填埋、好氧堆肥、粉碎直排、厌氧消化产沼气及综合处置等5种餐厨垃圾处置方式原理与特点的基础上，作者分别罗列出各种处置方式的优缺点、应用场合以及今后仍然需要研究的方向。着眼于餐厨垃圾资源化与碳减排，厌氧消化产沼气被定位为今后餐厨垃圾处置的主要应用方向，特别是与市政污水处理剩余污泥共消化更是今后研究与应用的主流。
餐厨垃圾处置全生命周期碳排放分析亦表明，厌氧消化产沼气与其他4种处置方式相比，在资源回收与碳减排方面优势明显，这就决定了厌氧消化今后在餐厨垃圾处置技术中将处于首选位置。餐厨垃圾与剩余污泥厌氧共消化产生的沼气量具有“1+1>2”的能量转化效果，这种方式可以使污水处理厂演变为“能源工厂”的角色，而且还能省去餐厨垃圾单独处置所需的各种设施。
以下为文章主体内容
1
国内外处置现状
长期以来，我国餐厨垃圾多用作泔水喂猪，也有少量简单加工为动物饲料或炼制地沟油的实践。显然，这样的“资源化”处置方式易滋生病菌，造成二次污染，而且存在食物链传播健康风险的问题。
填埋和焚烧处理简便，是我国餐厨垃圾目前主要的处置方式。
然而，餐厨垃圾高含水率，填埋易产生高浓度渗滤液，焚烧则导致较高的耗能。进言之，餐厨垃圾高易生化降解有机成分在填埋过程中往往只是被降解，产生的填埋气也难以有效利用，这就对餐厨垃圾所含能源、资源造成极大浪费，也会给生态环境带来巨大负面影响。
目前,我国部分住宅小区虽有采用餐厨垃圾粉碎机(foodwastedisposalunits,FWD)在下水管网前破碎处理餐厨垃圾的尝试，但被粉碎后的餐厨垃圾通过城市下水管网进入污水处理厂，也只是被动降解，难以实现资源化利用。
近些年来，国家政策倡导餐厨垃圾资源化处置，餐厨垃圾资源化利用和无害化处理试点城市工作在不断推进。在被批复的五批餐厨垃圾试点城市中，厌氧消化产沼气、好氧堆肥、综合处理等技术均有不同程度应用;其中，厌氧消化产沼气技术已在不少试点城市应用。尽管如此，我国餐厨垃圾资源化处置工作并不容乐观，这主要是因为我国餐厨垃圾处理厂主要局限于试点城市，总体餐厨垃圾回收率仍然较低，而且“吃不饱”现象在运营当中的餐厨垃圾处理厂时有发生，影响了餐厨垃圾处理厂的正常运行；加之，我国的垃圾分类工作进展缓慢，餐厨垃圾里往往混有不少有机杂物，给后续餐厨垃圾生物处理造成不利影响，也就降低了餐厨垃圾资源化处置效率。
填埋、焚烧亦是国外餐厨垃圾处置曾经采用的常用方式。为应对能源危机与气候变化，许多国家开始扩大生物处置餐厨垃圾的规模,以减少填埋、焚烧处置的份额。
欧盟早在1990年代起就采取禁止可生化降解垃圾直接填埋处置的措施;韩国也已于2005年出台了禁止可生化垃圾直接填埋的管理办法。为避免填埋，日本、北美等国家也有不同程度地应运居家FWD方式处置厨余垃圾的范例。就餐厨垃圾资源化回收技术而言,厌氧消化产沼气、好氧堆肥和制作饲料等技术在国外占有重要份额。日本以微生物堆肥与制作饲料技术实现了较高的餐厨垃圾资源化处置率,这与日本严格执行餐厨垃圾分类不无联系;韩国以成熟的堆肥与制作饲料技术保障了较高的餐厨垃圾资源化处置率(2006年高达94.2%)。
近年来,餐厨垃圾厌氧消化处理的工程应用在许多国家持续快速增长,如：美国加利福尼亚餐厨垃圾共消化项目、新加坡“2012绿色计划”方案等行动均提高了餐厨垃圾厌氧消化处理的能力。总体上,欧洲国家在利用厌氧消化技术处理餐厨垃圾方面的工程应用更为普遍、技术更加成熟。截止到2014年,欧洲国家厌氧消化设施年处理包括餐厨垃圾在内的城镇有机固废物能力高达7.75百万t˙a-1,其中,德国高达2百万t˙a-1,西班牙为1.6百万t˙a-1;而且对沼气与沼渣的利用已有相当成熟的技术,沼气经提纯作为车用燃料工程化应用已有不少成功案例。
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处置方式概述
2.1
填埋餐厨垃圾
填埋处置是以微生物代谢作用为基础的，细菌可将其中可降解有机成分分解为填埋气(沼气)，其余部分被稳定至腐殖质，同时，产生渗滤液。填埋气主要成分是甲烷(CH4)和二氧化碳(CO2)，两者分别占到填埋气体积的50%~65%和30%~40%。CH4和CO2都是温室气体，若不加以收集而任其自然排放,将对大气环境产生不利影响。甲烷是一种高热值可再生能源，可通过对填埋场有效管理，实现其高效利用(如燃烧发电)，降低碳排放量。
然而，填埋气产量与成分受限于餐厨垃圾特性、填埋方式等因素。也有文献报道，餐厨垃圾填埋处置之碳排放量因处置方式不同而效果不同;一般而言，填埋+填埋气发电、填埋+填埋气燃烧、好氧预处理+填埋、厌氧填埋在次序上会导致碳排放量逐渐增大。
目前，餐厨垃圾与其他垃圾混合填埋较为广泛，这种客观存在的现实主要源于居家丢弃与市政转运的方便，也是造成填埋气产量低下的重要原因,更是我国大多数填埋场不愿收集填埋气的原因。
餐厨垃圾与其他垃圾混合填埋处置虽然在城镇化进程中有其存在的历史意义，但会对环境造成诸多不利影响。餐厨垃圾因较高含水率与高有机成分，填埋处置必然会产生大量高浓度以有机成分为主的渗滤液，处置不当会导致地下水、甚至地表水二次污染的现象。填埋气不加以利用则增加碳排放量。更为严重的是填埋过程中挥发性有机化合物(VFAs)的释放将污染空气，直接威胁到人体健康。此外，填埋场占地面积往往较大，况且适合填埋的场地又十分有限，这又导致了填埋处置成本并非最低的尴尬现象。
与此同时，填埋普遍以减量、消容为目的,多数不能实现餐厨垃圾资源化利用，这显然与目前我国餐厨垃圾资源化处置原则相悖，注定其今后将被淘汰。
2.2
好氧堆肥
堆肥是在适宜的环境条件下，微生物将餐厨垃圾中有机物氧化、转化为腐殖质的过程。腐殖质中含有大量营养物质，可作为优质肥料使用。
好氧堆肥主要采用以下5种系统:
1)条垛式;
2)强制通风条垛式;
3)膜覆盖式;
4)隧道式;
5)容器式。
为加快机质经微生物作用被稳定为腐殖质的过程并保障肥效，往往需要优化堆肥过程中含水率、通风条件、C/N比和接种量等工艺参数;堆制结束需要对堆料进行腐熟度、不同等级的安全指标测定，并依据其肥效及安全等级选择适合应用的场合。
餐厨垃圾高有机成分及易生化降解特性非常适合作为微生物的营养底物，可以达到快速稳定为腐殖质的效果。但是，餐厨垃圾含水率较高(77%以上)，不在堆肥最佳的含水率范围(50%~65%)以内，这势必导致微生物可利用的氧量减少。
此外，餐厨垃圾相对高的油脂含量会在堆料表面形成一层膜，这会导致堆料出现厌氧状态，使底物发酵酸化，pH值下降，不利于堆肥微生物的生长。因此,利用餐厨垃圾堆肥时，要首先探明其具体特性，然后选择合适的膨胀剂及混合比或采用与其他底物(如：园林绿化植物垃圾)进行联合堆肥，以达到调节含水率和堆料孔隙的目的(以增加含氧率)。绿化植物垃圾产生量大、结构疏松，干化后与餐厨垃圾适量共堆肥，可拓宽对市政有机固体废弃物处理的途径。但是，绿化植物垃圾木质纤维素含量高，较难生化降解，这就需要研究共同堆肥过程中优势菌属及物料的演变规律，进而得出共同堆肥的最优工艺参数。
堆肥技术工艺较为简便、发展历史悠久，已在我国餐厨垃圾试点城市多处应用;典型成熟的应用案例有北京南宫堆肥厂等。
然而，餐厨垃圾堆肥产生的腐殖肥效及安全等级受原料成分(如：高油、盐成分)影响往往导致肥料品质不佳的现象，这就影响了肥料的大规模使用，特别是受限于农业方面。
为此，做好餐厨垃圾分类与堆肥预处理工作以及拓宽下游肥料出路是保障肥料品质及提高肥料应用范围的关键。
2.3
粉碎直排
粉碎直排是指将餐厨垃圾经厨房下水接口配置的餐厨垃圾粉碎机(FWD)粉碎后直接排入市政下水管网的方法。采用FWD的处置方式虽有避免餐厨垃圾丢弃与转运导致二次污染的现象、可为市政污水处理厂增加碳源等优势，但是，餐厨垃圾在资源化方面的作用则大打折扣，流入污水处理厂的粉碎有机物大都被直接稳定至CO2，只有增量的剩余污泥可用作厌氧消化实现能量转化、回收利用。因此，对大中城市来说，FWD并非可持续的选项，只有人口相对分散的地区，可能才会有应用的需要。
虽然FWD在美国城市当中的允许安装率超过94%，且居家的累积安装率超过高达50%，但这并不代表着它是一种应用的国际趋势,因为各地对FWD安装并应用的前提条件颇为严苛。FWD也开始在我国一些社区尝试应用，但下水道接纳以及污水处理厂适应性均没有考虑FWD带来的额外负荷。加之，FWD的使用需要耗电、耗水，无形之中又增加了对它在进一步应用与可持续性餐厨垃圾处置上的质疑。
2.4
厌氧消化产沼气
厌氧消化产沼气技术是在人为优化工艺条件下，有机质在多菌种协同作用下，经水解、酸化、产甲烷阶段转化为沼气、沼渣的过程。沼气可用于热电联产(CHP)和提纯后用作车用燃料使用，沼渣可用作肥料。
厌氧消化产沼气技术是将有机固体废弃物转化为能源最为有效的技术途径，我国餐厨垃圾年产量巨大，若用此技术处理并从中回收能源后经CHP等途径利用，这就能达到科学处置与回收能源的双重目的。
数据显示，我国餐厨垃圾厌氧消化产沼气能源回收潜力巨大，可达165119GW˙h˙a-1。目前，我国不少运用厌氧消化产沼气技术的餐厨垃圾处理厂已呈现较高的能源回收能力，例如，重庆黑石子餐厨垃圾处理厂处理能力36.5万t˙a-1，年产生沼气量2800万m3˙a-1、发电3300万kW˙h˙a-1;北京董村餐厨垃圾处理厂最大处理能力达200t˙d-1,年产生沼气量3827万m3˙a-1。
温度、pH、VFAs、C/N比和微量元素是厌氧消化产沼气技术运行需要优化的主要参数。通常，水解阶段是有机固体废弃物厌氧消化产沼气的限速阶段。油脂的水解速率比蛋白质和碳水化合物均慢，这将在一定程度上影响厌氧消化速率并造成残余油脂在系统内累积。我国餐厨垃圾含油率普遍较高，是厌氧消化的限制因子。此外，餐厨垃圾里往往混有塑料袋、餐巾纸、玻璃碎片等杂物，也极易影响厌氧消化系统稳定性运行及设备正常工作。所以，餐厨垃圾在厌氧消化之前必须进行一定的预处理，以最大程度上分离固体杂物。过度酸化也是餐厨垃圾厌氧消化运行时的常见现象，主要源于餐厨垃圾中高浓度易降解有机物。
餐厨垃圾的这些特性，使得其不同于其他有机底物厌氧消化;虽具有产气量大、反应周期短等优势，但存在单独厌氧消化运行稳定欠佳的问题。这就导致对许多有待解决的问题研究，如：油脂成分对厌氧消化的影响、抑制过度酸化现象等。
餐厨垃圾中的油脂经水解作用而形成甘油和长链脂肪酸(LCFAs),LCFAs经β氧化产生氢气和乙酸，最终被产甲烷菌转化为甲烷(CH)。理论上，油脂可比蛋白质与碳水化合物产生更多的CH，但是β氧44化速率非常缓慢，且LCFAs能抑制产乙酸菌、丙酸降解菌和乙酸型产甲烷菌的活性，特别是当LCFAs吸附至微生物的细胞壁或细胞膜上时，会大幅度改变细胞膜的流动性和渗透性，导致大量细菌细胞解体，致使厌氧消化系统运行失败。实验表明，餐厨垃圾与浮油单独厌氧消化时，浮油累积产气量比餐厨垃圾高29%;两者厌氧共消化时，往餐厨垃圾中添加适量油脂(5g˙L-1)后，油脂可生化降解性比其单独消化时提高7.8%(达91.3%);但当油脂添加量增至50g˙L-1时，油脂可生化降解性反而降低至10.8%。
因此，油脂蕴含高能量，且与餐厨垃圾适量共消化可达到协同降解效果,提高厌氧消化产气量。
针对餐厨垃圾水解阶段过度酸化和油脂会引起系统不稳定运行等问题,有学者进行实验添加微量元素(如钴)、两相厌氧消化等技术解决不稳定运行问题。
为了缓解LCFAs的抑制作用,也可以采取向厌氧消化系统内投加吸附剂、氯化钙及不连续进料的运行方式。然而，两相工艺投资成本较高、而微量元素的效果易受多菌种微生物特性及反应动力学的影响。相形之下,厌氧共消化技术有调节C/N比、稀释油脂含量和互补微量元素等优势,可系统解决餐厨垃圾水解阶段过度酸化和油脂引起的系统不稳定运行问题。餐厨垃圾与牛粪以不同混合比厌氧共消化与两者单独消化相比,可大幅度提高沼气产量(24%~47%)与产气速率,这得益于C/N比的优化和微量元素的互补。
共消化技术这些明显的优势,更可为市政有机固体废物可持续管理提供好的处置路径。在此方面,奥地利斯特拉斯和美国希博伊根污水处理厂的工程实践起到了很好的示范作用;这两个污水厂利用污水处理过程中产生的剩余污泥与外源餐厨垃圾/有机固体废物共消化已获得充足运行能量(CH4),已实现“碳中和”运行目标。
对餐厨垃圾厌氧消化的研究仍有不断深入的空间,针对高油脂与易降解高有机质成分特点,未来应在一些工艺参数(如,微量金属元素)影响稳定运行以及强化沼气产量等方面有所突破。同时,需要推广应用剩余污泥与餐厨垃圾共消化技术,对共消化带来的高产气量与产气速率的具体机制、反应过程优势微生物种群的变化深入研究,以优化共消化运行参数。
2.5
综合处置
综合处置方式是指根据餐厨垃圾成分,利用破碎、分拣、筛选、搅拌等机械过程以及后续生物处理技术(如厌氧消化)、填埋等方式对餐厨垃圾进行处置。这样,可回收原垃圾中的金属、玻璃等可循环利用物,并采用填埋等方式处理从原垃圾中分拣出的难以生化降解的有机固体垃圾,既减少了填埋负荷量、避免过多温室气体排放,又能实现资源化、能源化回收利用。
当前,我国餐厨垃圾分类回收体系并不完善,餐厨垃圾里混杂有金属、玻璃瓶、废餐具和纸巾等杂物。对未进行垃圾分类的地区,采用综合处置方式显然可提高餐厨垃圾资源化、能源化率。但这种末端分类的处理方式往往工艺繁杂、亦受机械处理环节影响,分拣的误差率较大,会丢失部分可生化降解有机质并影响后续生物处理效果。
归纳以上5种餐厨垃圾处置方式可知，填埋虽然简便，但会丧失有机能源,造成大量温室气体排放，并不适合高有机成分餐厨垃圾的处置。堆肥在一定程度上受餐厨垃圾质量的制约，工程应用范围并不宽泛。粉碎直排固然有餐厨垃圾源头减量、增加污水处理厂碳源等优势，但其在资源化及可持续性方面的缺陷亦十分明显。
厌氧消化产沼气技术理论与实践均较为成熟，是回收餐厨垃圾中有机能源的重要途径，特别是,将其与其他来源有机废弃物(如：市政剩余污泥)一同共消化不仅可提高污泥厌氧消化能量转化效率、增加甲烷产量,亦可节省单独处置餐厨垃圾的基础设施,已成为今后餐厨垃圾处置的首选途径。
最后,综合处置方式被视为末端处理工艺，流程繁琐，运行成本高，只对未实行垃圾分类地区有临时性处置意义。
3
不同处置方式碳排放分析
不合理的餐厨垃圾处置方式在处置餐厨垃圾时,导致的碳排放量对加剧全球温室效应所起的作用不可小觑,因而,选择合理的处置方式对餐厨垃圾处置过程的碳减排工作意义重大。为此,有学者利用生命周期评价(LCA)方法,对餐厨垃圾处置采用的常用技术在全生命周期之碳排放进行了评估。为详细了解上述5种处置方式在餐厨垃圾处置过程的碳排放并比较及分析它们在此方面的优劣性,以下举例说明上述5种不同餐厨垃圾处置方式在分别单独处置同一社区餐厨垃圾时体现出的全生命周期碳排放情况。
3.1
基本参数与处置方式及其边界设定
以一个位于北美地区具有10万人口的社区为分析地点;餐具和塑料袋等杂物不包括在餐厨垃圾产量的计算范围之内;以每人每天产生餐厨垃圾量97.52g˙(人˙d)-1作为基准,并结合当地实际生活状况,按年餐厨垃圾产量3930t˙a-1计算;餐厨垃圾基本参数为TS(湿基)=30.9%,VS(湿基)=26.4%。结合当地餐厨垃圾处置的实际处理工艺条件,对以下5种方式处置餐厨垃圾之碳排放进行全面评估:
1)餐厨垃圾与居家其他固体废弃垃圾混合填埋;
2)源头分类餐厨垃圾集中堆肥处理;
3)餐厨垃圾粉碎处理后经下水道被输送至污水处理厂;
4)将餐厨垃圾运送至污水处理厂厌氧消化处理;
5)餐厨垃圾综合处置,包括对可回收垃圾回收、可生物降解垃圾厌氧消化处理、惰性垃圾填埋处理3部分。
各处置方式边界内物能流程及其各单元中物能所产生或抵消的二氧化碳当量———ECO2对应的数值如图1所示。物能流程图中某些单元未列出的ECO2数值按忽略处理。
3.2
碳排放汇总与分析
评估的全生命周期包括餐厨垃圾收集与运输、处理、产物各个处置环节;全生命周期之碳排放涉及的温室气体包括CO、NO和CH;NO和CH造成的温室效应分别乘以298、25折算为CO当量———E[;224242CO2经微生物分解代谢作用产生的CO2为生物成因,是有机物的自然归宿,不参与碳排放计算;产生的CH4经回收后用于发电或热电联产(CHP),此途径造成的碳排放不纳入评估的全生命周期碳排放汇总与计算之中。被回收的能源与资源可相应地抵消碳排放量,主要包括由CH4用于发电或CHP后回收的电能或(和)热能与可用作肥料的沼渣;产生的热能除满足自身升温需求之外,未利用的剩余热能不计入抵消E项目内;每kW˙h电能可抵消0.608kgE;每kg肥料(以N计)可抵消4kgE。据此,计算得CO2CO2到各餐厨垃圾处置方式对应的年ECO2数据如图2所示。
图2显示,餐厨垃圾厌氧消化抵消的ECO2最大(1170t˙a-1),远多于堆肥技术抵消的ECO2(170t˙a-1),高出比例可达588.2%,主要是因为厌氧消化产生的沼气用于CHP产生热能、电能与沼渣用作肥料能抵消大量ECO2:产生的热能除满足自身升温需求之外还有富余(不计入抵消ECO2项目内);产生的电能(1500WM(h˙a-1)能抵消980t˙a-1ECO2;沼渣用作肥料能抵消190t˙a-1ECO2。同时,其他餐厨垃圾处置方式回收的能源与资源抵消的ECO2亦明显多于堆肥技术产生肥料所抵消的ECO2。进言之,餐厨垃圾厌氧消化处理环节导致的碳排放量很少(共计80t˙a-1ECO2),主要来自制浆池研磨、消化池搅拌和后续沼渣脱水这三个处理单元。
由此可见,厌氧消化技术处理餐厨垃圾资源化效率高,低碳优势明显。概言之,餐厨垃圾经厌氧消化处理后产生沼气与沼渣,从沼气中获得的能源(CHP)除满足自身能耗需求之外,剩余电能与能用作肥料的沼渣可向社会出售,由此可避免社会因生产此部分电能与肥料而造成的碳排放量(940t˙a-1ECO2),亦即,餐厨垃圾厌氧消化总ECO2为-940t˙a-1ECO2。
填埋总ECO2最大,虽然被回收的CH4(不足33.0%)用于发电可抵消530t˙a-1ECO2,但是处理环节释放的CH4亦高达2660t˙a-1ECO2,致使填埋总ECO2达3190t˙a-1。可见,餐厨垃圾填埋处置,不仅造成巨大危害环境的温室效应,也白白浪费了餐厨垃圾中的有机能源。因此,许多国家(如欧洲一些国家、韩国等)已开始限制、甚至禁止可生化降解垃圾直接填埋的传统作法。
与其他处置方式相比,厌氧消化产沼气可回收绝大部分有机大量能源而具有低碳排放的显著优势,致使许多国家已把厌氧消化产沼气技术作为从餐厨垃圾中回收能源的主流技术。例如,英国计划在2020年前要实现可再生能源占总需求能源的15.0%,其中,3.8%~7.5%的可再生能源要通过厌氧消化产沼气途径获得;默西塞德郡餐厨垃圾厌氧消化产沼气项目便是为实现这一目标而采取诸多行动中较为成功的案例。我国不少餐厨垃圾处理资源化利用和无害化试点城市亦采用了厌氧消化产沼气技术,这对实现餐厨垃圾资源化处置与处置周期碳减排起到了实例支撑与示范作用。
4
总结与展望
在阐述填埋、堆肥、粉碎直排、厌氧消化产沼气、综合处置5种餐厨垃圾处置方式原理及特点的基础上,分别罗列出各种处置方式的优缺点、应用场合以及今后仍然需研究的方向。其中,厌氧消化产沼气技术理论上具有高的能源转化效率,非常适合对具有易降解高有机质成分特点的餐厨垃圾进行处置,且在对餐厨垃圾处置的应用上亦有相当成功的工程实践案例。通过对北美同一社区餐厨垃圾用上述5种不同处置方式分别单独处置时全生命周期产生的碳排放分析,证实了厌氧消化产沼气与其他4种处置方式相比,在资源回收与碳减排方面具有突出优势,这就决定了厌氧消化产沼气今后在餐厨垃圾处置技术中的全球主导地位。
随着我国各地餐厨垃圾资源化处置政策相继出台,餐厨垃圾资源化处置方式会在更多的地区推广应用。与此同时,全球对碳减排的呼吁与行动也不断走上议事日程,必将对餐厨垃圾处置过程中肆意排放温室气体的作法采取限制性措施。双管齐下,厌氧消化产沼气技术显然是必然的选择,将引领我国餐厨垃圾处置技术向前发展。
目前,餐厨垃圾厌氧消化的研究与应用正朝着与其他固体有机物,主要是与市政污水处理剩余污泥共消化方向迈进。研究与应用表明,剩余污泥与餐厨垃圾厌氧共消化产生的沼气量具有“1+1>2”的能量转化效果,这种方式可以使污水处理厂演变为“能源工厂”的角色。共消化的优势还在于节省单独处置餐厨垃圾的基础设施,而且省去了沼液单独处理带来的麻烦。
然而,我国对餐厨垃圾共消化技术的研究大多停留在工艺参数优化层面,对共消化协同效应机理的研究还没有突破性进展。未来可从工艺参数优化得出的协同效应上入手,系统性剖析工艺参数与共消化协同效应的关系,进而弄清共消化深层协同效应机理。在应用方面,餐厨垃圾资源化利用和无害化处理试点城市应率先开展餐厨垃圾源头分类普及与收集容器配套工作,并通过政府职能部门协调与鼓励污水处理与餐饮业开展实质性合作。
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