孫科 廖達琛 常星嵐 張元賞 樓志杰 孫海鵬

（浙江天地環(huán)?？萍脊煞萦邢薰?浙江杭州 311121）

0 引言

沼氣發(fā)電技術是畜禽糞污、餐廚垃圾等有機廢棄物的有效利用方式，該技術以CSTR［1］、HCPF［2］等厭氧發(fā)酵技術為核心，利用沼氣內燃發(fā)電機將厭氧發(fā)酵系統(tǒng)產生的沼氣進行并網發(fā)電。但是，沼氣發(fā)電工程會產生大量的沼液。沼液成分復雜，有機物、氨氮等含量高，不妥善處置極易對水體、土壤等造成污染危害［3］。沼液的無害化和資源化的利用水平，已經嚴重制約了我國規(guī)?；託獍l(fā)電工程的發(fā)展。

熱水解技術目前已經在污泥領域應用［4］，其主要原理是通過輸入能量（如高溫高壓蒸汽等）來分解一些難生物降解的有機物，以提高厭氧發(fā)酵的反應速率和產氣效率［5-6］。除了污泥外，技術專家和學者也在嘗試將熱水解應用于其他有機廢棄物的處置領域，如餐廚垃圾、動物加工廢物等［7］，但相關研究和工程應用鮮有報道，尤其是報道畜禽糞污熱水解處理的案例較少，后續(xù)工程很難得到相關數據的指導和驗證。

1 沼氣發(fā)電耦合沼液熱水解技術工藝

沼氣發(fā)電耦合沼液熱水解技術工藝流程如圖1 所示。

圖1 沼氣發(fā)電耦合沼液熱水解技術工藝流程圖

將有機廢棄物置于勻漿池中，與廢水池來的廢水混合調配成厭氧發(fā)酵原料，并通過厭氧進料泵輸送至厭氧反應器內進行中溫厭氧發(fā)酵。發(fā)酵產生的沼氣經脫硫、冷干、加壓等預處理后進入內燃發(fā)電機組進行發(fā)電，煙氣經脫硝后排放。厭氧反應器的沼液經厭氧出料泵輸送至固液分離系統(tǒng)進行固液分離，沼渣進入有機肥制備系統(tǒng)。產生的沼液部分輸送至沼液池，最終還田處理，部分輸送至熱水解系統(tǒng)進行處理。

熱水解系統(tǒng)主要工藝流程是：①沼液在沼液緩存池中進行調配和勻漿，輸送至接收罐，并進行預熱和漿化；②沼液輸送至熱解罐，在熱解罐內通入高溫高壓蒸汽（130 ℃～180 ℃）對沼液進行加熱，同時保溫保壓一段時間（30 min～45 min），使纖維素、木質素等大分子斷裂成為中小型有機分子；③沼液保溫保壓后瞬間釋放進入閃蒸罐，對有機物形成爆破作用，使大分子進一步裂解；④沼液輸送至冷卻器，經換熱降溫后進行固液分離，固體進入有機肥制備系統(tǒng)，液體輸送至廢水池及勻漿池與有機廢棄物混合，然后進入厭氧反應器進行厭氧發(fā)酵。

沼渣進入有機肥制備系統(tǒng)后，添加輔料，并通過曝氣風機和翻拋機在發(fā)酵槽內進行好氧發(fā)酵。產生的腐熟物料通過深加工處理，并經陳化后制備成有機肥。

在熱量平衡上，內燃發(fā)電機組產生的缸套水余熱用于厭氧反應器的加熱和保溫，內燃發(fā)電機組產生的煙氣余熱制備蒸汽，用于熱水解系統(tǒng)的加熱，蒸汽不足時依靠沼氣鍋爐補充。

2 以某工程為例的物料平衡分析

2.1 工程概況

某項目擬建立厭氧發(fā)酵大型沼氣發(fā)電工程，依據國家和地方政策，統(tǒng)一收集并處理處置該地區(qū)內的養(yǎng)豬企業(yè)廢棄物。收集鮮豬糞約400 t/d 物料濃度（TS）約為20%，從卸料口倒入進糞池，經卸料格柵后進入勻漿池，加水270 t/d 稀釋至TS 約為12%的原料。厭氧反應器的設計處理量為670 t/d，沼氣產量約為24 000 Nm3/d，產生的沼氣用于發(fā)電上網，并配置2 臺1.5 MW 內燃發(fā)電機組。

以此沼氣發(fā)電工程為基礎，將沼液熱水解系統(tǒng)置于厭氧反應器之后。利用熱水解技術將沼液中的難生物降解的有機物分解，再將沼液回用至厭氧反應器前端，以減少沼液的外排量，并提高厭氧反應器的產氣量。在滿足現(xiàn)有沼氣發(fā)電工程要求并盡量提高產氣量的基礎上，進行物料平衡分析。

2.2 物料平衡分析

2.2.1 不同熱水解處理量下的沼液還田量分析

根據物料平衡，因前端最多只能加入稀釋水270 t/d，且熱水解過程中加入了蒸汽和稀釋水，理論最大熱水解處理量為242 t/d（此時熱水解處理量占比為36.12%），如果處理量進一步提升，多余的熱水解沼液難以回用，即使回用也會導致整個工程效益下降。不同熱水解處理量下的沼液還田量如表1 所示。

表1 不同熱水解處理量下的沼液還田量對比分析表

根據表1 可以看出，熱水解處理量占比從0 提升至36.12%，還田沼液量則從528 t/d 大幅度縮減至390 t/d，還田沼液量占比則從78.81%降至58.21%。本沼氣發(fā)電工程周邊用于消納沼液的農田和林地較少，過多的沼液施用容易導致“燒苗”等現(xiàn)象出現(xiàn)，根據《畜禽糞污土地承載力測算技術指南》測算，按年均計算約可以消納450 t/d。根據線性擬合，此時熱水解處理量為139 t/d，占比為20.75%。

因此，根據不同熱水解處理量下的沼液還田量分析以及本沼氣發(fā)電工程的特點，熱水解處理量建議為139 t/d～242 t/d（熱水解處理量占比為20.85%～36.12%）。

2.2.2 不同熱水解處理量下的氨氮濃度分析

沼液中的氨氮主要呈溶解狀態(tài)，在熱水解過程中不易釋放，沼液回流后大部分氨氮仍將回流至厭氧反應器內，導致氨氮積累。不同熱水解處理量占比下厭氧反應器中的氨氮濃度如圖2 所示。

根據圖2 可以看出初始氨氮值約為2 360 mg/L，隨著熱水解處理量占比從0 逐漸增加至36.12%，厭氧反應器中氨氮濃度逐漸增加至3 716 mg/L，而且整體上呈現(xiàn)加速上漲趨勢。說明隨著熱水解處理量的增加，氨氮累積速度越來越快。

大量研究表明［8］，當氨氮濃度過高時，對生物菌群的活性尤其是產甲烷菌產生抑制作用。但不同的原料厭氧發(fā)酵時，氨氮抑制的閾值差別較大。一般地，豬糞中溫厭氧發(fā)酵的氨氮閾值濃度為3 000 mg/L～4 000 mg/L［9］。

根據物料平衡分析以及氨氮抑制情況，在允許范圍內，建議將熱水解處理量占比盡量提升至22.39%（即熱水解處理量150 t/d）以上，并根據實際產氣量確定熱水解處理量。

2.2.3 不同熱水解處理量下的產氣量分析

沼液熱水解處理后，一些難生物降解的有機物會分解為容易生物降解的小分子，回流至厭氧反應器會提高產氣量。不同熱水解處理量下的理論產氣量和實際產氣量如圖3 所示。

圖3 不同熱水解處理量下的產氣量對比分析圖

根據圖3 可以看出，隨著熱水解處理量占比從0 逐漸增加至36.12%，理論TS 產氣量從300 Nm3/（d·t）逐漸增加至369 Nm3/（d·t），且處于線性上升，但實際產氣量僅增加至351 Nm3/（d·t），且增加幅度逐漸放緩，圖中增加值分別為15.33 Nm3/（d·t）、12.73 Nm3/（d·t）、10.16 Nm3/（d·t）、8.38 Nm3/（d·t）、4.15 Nm3/（d·t）。尤其當熱水解處理量占比從29.85%增加至36.12%時，實際產氣量增加值［4.15 Nm3/（d·t）］ 相較于從22.39%增加至29.85%時產氣量增加值［8.38 Nm3/（d·t）］，減少了50.48%。因此，隨著熱水解處理量的增加，產氣量的增加具有明顯的邊際效應。

經分析，產生如上現(xiàn)象的原因主要有兩點：

（1）氨氮累積效應。當氨氮逐漸累積時，對厭氧發(fā)酵過程的影響逐漸加大，且累積到3 370 mg/L 至3 716 mg/L 之間具有更加明顯的負面效應。當熱水解處理量占比達到36.12%時，產氣量的增加出現(xiàn)邊際效應。

（2）由于熱水解沼液回流至厭氧發(fā)酵系統(tǒng)時帶入了一定量的溶解性固體，這些溶解性固體在增加產氣量的同時，也會導致厭氧發(fā)酵系統(tǒng)含固率超過設計值，導致有機負荷過高，使厭氧發(fā)酵系統(tǒng)工況變差，最終導致實際產氣量下降。

因此，考慮到邊際效應和工程成本因素，建議熱水解處理量降至200 t/d（熱水解處理量占比29.85%）以下。

3 結論

沼氣發(fā)電耦合沼液熱水解技術，不僅可以減少沼氣發(fā)電工程的沼液外排量，還可以提高產氣量。通過以某沼氣發(fā)電工程為基礎計算物料平衡并進行分析，得到如下結論：

（1）最大熱水解處理量為242 t/d（熱水解處理量占比36.12%）。

（2）由于沼液還田量最大為450 t/d，熱水解處理量建議為139 t/d～242 t/d（熱水解處理量占比為20.75%～36.12%）。

（3）根據氨氮抑制情況，在允許范圍內，建議將熱水解處理量提升至150 t/d（熱水解處理量占比為22.39%）以上，并根據實際產氣量確定熱水解處理量。

（4）由于實際產氣量低于理論產氣量，超過200 t/d 時存在嚴重的邊際效應，建議熱水解處理量降至200 t/d（熱水解處理量占比為29.85%）以下。

綜上分析，該項目中合理的熱水解處理量應為150 t/d～200 t/d（熱水解處理量占比為22.4%～29.9%）。同類工程可以參照本文的物料平衡分析，并根據項目實際情況進行設計。