外加碳源對廚余垃圾生物干化效果的影響

袁 京,張地方,李 赟,李國學,李 煜,王國英

(中國農業大學資源與環境學院,北京 100193)

外加碳源對廚余垃圾生物干化效果的影響

袁 京,張地方,李 赟,李國學*,李 煜,王國英

(中國農業大學資源與環境學院,北京 100193)

為降低廚余垃圾含水率,選擇木本泥炭和玉米秸稈作為輔料,研究其作為外加碳源對廚余垃圾生物干化效果的影響.結果表明,各處理生物干化過程中最高溫度可達70°C以上,添加秸稈和木本泥炭處理可不同程度地縮短進入高溫期的時間.經21d生物干化后,純廚余處理和分別添加木本泥炭與秸稈的處理含水率分別降低了15.25%,20.3%和28.0%,有機質分別降解了26.8%,15.1%和19.3%,有機質和含水率之間存在顯著的正相關關系,尤其添加秸稈處理利用較少的有機質降解實現了最大水分去除.純廚余生物干化滲濾液產生率分別為0.16kg/kg,添加木本泥炭處理僅為0.04kg/kg,添加秸稈處理未產生滲濾液.純廚余處理、添加秸稈和木本泥炭處理生物干化過程累積水分去除率分別為0.40,0.54和0.42kg/kg,水分去除率和溫度存在顯著正相關關系.作為主原料的廚余垃圾初始低位熱值為266kJ/kg,經生物干化后含水率有所降低,低位熱值僅提高到1331kJ/kg.添加木本泥炭處理干化產品熱值可達6331kJ/kg,添加秸稈處理熱值可增加至8400kJ/kg.

廚余垃圾；生物干化；玉米秸稈；木本泥炭；水分去除率；熱值

廚余垃圾是指產生于居民小區經大類粗分后的有機垃圾.近年來,廚余垃圾占生活垃圾比例逐漸增加,甚至高達70%～80%[1-2],因廚余垃圾具有有機成分多、含水率高、易腐爛、熱值低、有害成分少等特點[3],高濕的廚余垃圾給收集、運輸以及末端的處理處置都帶來一定的難度.另外,高含水率廚余垃圾還使得生活垃圾不同組分間相互粘連,機械分選效果差,也限制了通過分選實現垃圾處理過程優化的可能性[4].因此,降低廚余垃圾含水率成為實現廚余垃圾后續處理必須的預處理方式.

生物干化是近幾年來興起的一種生活垃圾預處理技術,利用廚余垃圾中可生物降解的有機物好氧分解釋放的熱量,使垃圾中水分汽化,通過強制通風對流,將汽化后的水蒸氣帶出,從而降低生活垃圾水分[5].這種方式既不消耗外源熱能,又可提高垃圾低位熱值[6],有利于熱能回收利用[7],還能使可生物降解有機物部分穩定化[8],減少后續處理過程污染物污染潛力[9].生物干化技術追求的目標是通過最小的有機質降解實現最大水分去除,快速去除有機物料中水分.經生物干化過程預處理后含水率降低的廚余垃圾仍保留了大部分的有機物,具有較高的熱值,可以進行直接焚燒處理,或經過進一步加工后制備垃圾衍生燃料[10].

生物干化技術適用性強,在歐洲等國家普遍應用,作為制備垃圾衍生燃料(RDF)或者作為垃圾焚燒預處理手段[11].目前生物干化技術用在污泥處理方面比較多[12-15],對于生活垃圾生物干化技術也進行了大量研究[16-18],主要包括通風條件以及干化產品接種對生活垃圾生物干化的影響[19-20],在進行混合生活垃圾生物干化過程中并未添加其它輔料碳源,例如秸稈等農業廢棄物.利用農業廢棄物補充碳源,既可以達到處理農業廢棄物的目的,又可以達到補充碳源和吸收水分的作用.Zhang等[19]采用兩段式生物干化方式將生活垃圾首先進行水解,水分以滲濾液的形式排出,然后提高通風速率進行生物干化,實現水分蒸散,達到降低含水率的目的,但是生物干化過程會產生大量的滲濾液.本課題組在廚余垃圾堆肥過程中發現添加風干后的秸稈等輔料可以避免滲濾液的產生[21-22],目前有關生物干化的研究主要集中于含水率和有機質變化的分析[7,23-24],較少有研究報道生物干化過程中水分損失隨時間變化的規律,且選擇廚余垃圾作為生物干化對象,研究外加碳源對廚余垃圾生物干化的影響還未被系統的報道.因此,本文通過添加秸稈和木本泥炭兩種不同性質的外加碳源,研究外加碳源對廚余垃圾生物干化過程中滲濾液產生,水分損失規律以及含水率的影響,明確水分損失與溫度的相關關系,為生活垃圾生物干化預處理技術提供理論基礎和數據支持.

1 材料與方法

1.1 材料與實驗設計

廚余垃圾來自北京市南城地區馬家樓轉運站篩分的0～80mm粒徑段垃圾,經人工大類粗分去掉其他垃圾和可回收垃圾后的有機部分.廚余垃圾的物理組分為(濕基):蔬菜30.3%,主食38.9%,果皮17%,果殼5.1%,骨頭4.2%,肉類2.4%和蛋殼2.2%;玉米秸稈取自中國農業大學上莊試驗站,經粉碎機切割為3cm左右的秸稈段;木本泥炭取自印尼,由香港中項國際有限公司提供,供試的木本泥炭為粉末狀,粒徑約5mm.原材料的基本性狀見表1.

表1 初始物料物理化學性質Table 1 Physical and chemical characters of rawmaterials

實驗共設3個處理,以廚余垃圾單獨生物干化作為對照,以分別添加秸稈和木本泥炭2種輔料的廚余垃圾生物干化作為處理,兩種輔料的添加量均為初始物料總質量的15% (濕基計).將廚余垃圾分別與玉米秸稈和木本泥炭混合均勻,堆置于容積為60L的同時具有鼓風和排風的密閉式發酵罐進行好氧生物干化,風方式采用連續通風,通風速率0.3L/(kg DM·min),實驗共持續21d,每隔3d翻堆1次.生物干化實驗裝置見圖1.生物干化發酵罐為60L不銹鋼圓柱形罐(內徑0.36m,高0.6m),發酵罐采用2層不銹鋼制成,之間為絕熱層,防止熱量損失.距離發酵罐底部5cm處裝有不銹鋼的篩板,篩板上為3mm的氣孔,便于氣流輸送.發酵罐底部設有2個口,一個用來鼓風通氣,另一個用來收集滲濾液.發酵罐的頂端裝有可密封的不銹鋼蓋,頂蓋中間部位有2個孔,一個密封連接溫度探頭,可在線連續監測生物干化過程中溫度的變化,另外一個孔,用來收集測定罐內氣體含量和組成.同時發酵罐蓋設有直徑50mm的排氣口,與循環水冷凝器相連實現排放氣體水蒸氣冷凝,再經玻璃瓶收集計量冷凝水.

圖1 強制通風生物干化試驗裝置Fig.1 Diagramof forced aeration bio-drying reactor

1.2 測定項目和分析方法

實驗過程中溫度由溫度傳感器自動記錄,每隔3h記錄一次.每日采用便攜式氣體檢測儀(BM2K-EOOO,Geotech,英國) 測定發酵罐中O2和CO2含量.每天對罐體進行稱重,同時收集滲濾液和冷凝水,稱重并記錄.

分別在生物干化開始、結束以及每次翻堆時采集固定樣品約200g,分2部分保存.一部分為新鮮樣品,用于測定含水率,備用時4℃保存.另一部分自然風干,粉粹后過0.5mm篩,用于測定揮發性固體(VS),元素含量以及熱值(高位熱值和低位熱值).各個指標測定方法:含水率采用烘箱干燥法,105℃烘干至恒重;固相揮發性固體VS含量采用馬弗爐灼燒法,在550℃灼燒6h至恒重;罐體物料重量、滲濾液以及冷凝水采用電子稱進行稱重;樣品元素(C、N、S和H)含量采用元素分析儀測定(Elementar Analysensysteme,Hanau,德國);熱值的測定采用氧彈燃燒法(ZDHW- YT8000,美國).

采用3種方法計算生物干化過程中水分損失量:(1) 實際冷凝水收集稱重法:對每日玻璃瓶中收集的冷凝水稱重,即為每日水分損失.(2) 物料損失平衡法:每日對罐體進行稱重,計算每日物料的損失量,減除每日滲濾液和氣體的損失,計為每日水分損失.(3) 含水率計算法:根據生物干化前后物料重以及含水率,計算水分損失量.

統計分析采用SAS 8.0 完成.

2 結果與討論

2.1 溫度和氧氣含量變化

生物干化過程中堆體溫度和O2含量如圖2所示.生物干化過程中溫度的變化趨勢與有機物料堆肥溫度變化相似,經歷了升溫、高溫和降溫3個階段.生物干化初期,隨著有機質的降解,溫度逐漸升高,翻堆和持續的通風保證了堆體中充足的O2含量,因此有機質迅速降解,持續了較長時間的高溫,最高溫度可到70℃以上.經過2周后,可降解有機質逐漸被降解,溫度也逐漸降低,最后接近環境溫度.與傳統堆肥不同的是,堆肥由2個階段構成,一是熱滅活,就是溫度達到55℃以上5～7d (密閉條件下可以適當縮短),殺滅病原菌和雜草種子等達到衛生學指標,二是進一步二次發酵,通過腐殖化過程達到最終腐熟,對作物無害.而生物干化,基本上是堆肥過程的第一階段,而且這一階段追求的目標是通過最小的有機質分解達到或者實現最大水分去除,同時也實現熱滅活.因此生物干化是不以物料腐熟為目的,而以快速干化去除水分為目的.

從圖2可以看出,添加秸稈的處理在生物干化的第2d,溫度達到50℃以上,并持續了13d.添加木本泥炭的處理在第4d溫度達到50℃以上,高溫期持續了10d.而未加任何碳源輔料的廚余垃圾單獨進行生物干化在第6d溫度達到50℃以上,高溫期持續了11d,添加秸稈和木本泥炭縮短了進入高溫期的時間.整個生物干化過程中3個處理50℃以上的積溫分別為2346.2℃·h,3882.6℃·h和3920.0℃·h,添加秸稈和木本泥炭處理較廚余垃圾處理有較高的積溫,意味著這2個處理排出的空氣溫度也較廚余垃圾處理高,單位體積空氣的持水能力也將增加.統計分析表明,添加秸稈處理和廚余垃圾處理的溫度差異顯著(P= 0.015),但添加木本泥炭和廚余垃圾之間無顯著差異(P=0.154).與溫度變化趨勢相反,生物干化過程中O2含量先降低,在高溫期達到最低,后期隨著溫度的降低,O2含量逐漸回升至21%.統計分析表明,各處理間O2含量無顯著差異(P= 0.899),但各處理O2含量與溫度存在顯著的負相關關系(R= -0.823～ -0.922, P=0.000).

圖2 生物干化溫度和氧氣含量的變化Fig.2 Changes in temperature and oxygen content during bio-drying

2.2 含水率和VS變化

如圖3所示,隨著生物干化的進行,物料含水率逐漸降低,經過21d的生物干化反應,3個處理最終的含水率分別為66%,47%和56%,與生物干化前相比,添加秸稈處理使含水率降低了28.0%,添加木本泥炭處理含水率降低了20.3%,而未加任何輔料的廚余垃圾處理含水率僅降低了15.2%.經統計分析表明,各處理間含水率差異顯著(P＜0.001).添加秸稈處理,整個生物干化過程中沒有滲濾液的產生,物料水分的損失是通過生物干化過程產生的熱量在通風攜帶下從堆體中蒸散損失.添加木本泥炭的處理在生物干化過程的第12～17d產生了少量的滲濾液,共0.88kg,滲濾液產生率為0.04kg/kg.主要原因是由于木本泥炭粒徑較少,對水分的吸收能力較秸稈弱,后期隨著生物干化溫度的降低,產生的水分不能被高溫攜帶出,經冷凝后以滲濾液的形式滲出.廚余垃圾處理在整個生物干化過程的前期和后期產生了大量的滲濾液,共5kg,滲濾液產生率為0.16kg/kg.因此,盡管廚余垃圾單獨處理經過21d生物干化后含水率有所降低,但主要是通過滲濾液的形式損失,產生的滲濾液為高濃度的廢水,增加了滲濾液處理的工藝環節和費用.

生物干化過程降低物料含水率的根本原因是由于有機質降解產生的高溫攜帶大量的水蒸氣,在一定的通風條件下被攜帶蒸散.生物干化的目的是以最少量的有機質降解達到最大程度的含水率降低.3個處理初始有機質含量差別不大,分別為70.55%,72.09%和74.04%,隨著生物干化進行,有機質含量逐漸降低,至生物干化結束時,3個處理有機質含量降至51.62%,58.14%和62.85%.廚余垃圾處理有機質降解程度最高,降解了26.8%,添加秸稈和木本泥炭處理,分別降解了19.3%和15.1%.木本泥炭中碳主要是木質素,較難降解,因此有機質降解的最少.統計分析表明,各處理間有機質含量差異顯著(P=0.000).相關性分析表明各處理有機質含量和含水率之間存在一定的正相關關系,對于廚余垃圾處理有機質和含水率的相關性系數為R=0.709,對于添加秸稈和木本泥炭的處理相關性系數為R=0.961和0.838.說明廚余垃圾中添加秸稈有利于通過生物干化降低含水率,有機質的降解產生的熱量主要用來攜帶物料中的水分,降低物料含水率.添加木本泥炭生物干化效果較添加秸稈略差,主要原因是木本泥炭本身粒徑小且難降解.而廚余垃圾處理,盡管有機質降解的最多,但物料缺乏含碳有機輔料調節物理結構,水分不易被吸附,堆體致密,通風不易擴散,因此堆體中產生的水蒸氣較難被攜帶蒸散,反而更易冷凝以滲濾液的形式滲出.

圖3 生物干化含水率和揮發分含量的變化Fig.3 Changes in moisture content and volatile soild during bio-drying

2.3 水分損失

2.3.1 水分損失規律 圖4為用2種方法計算的水分損失規律,從圖4a,b可以看出,水分損失和溫度變化趨勢一致,水分在高溫期損失較多,且在每次翻堆會出現損失峰值.主要是由于翻堆過程使物料充分接觸氧氣,物料中的水分可以最大程度的排出,因此通過物料平衡法計算的水分損失在每次翻堆時較多.通過物料平衡法計算的各處理累計水分損失量分別為0.37,0.57,0.41kg/kg,添加秸稈處理單位物料水分損失最多.統計分析表明,通過物料平衡法計算的水分損失各處理之間差異顯著(P=0.005),添加秸稈處理與廚余垃圾處理和添加木本泥炭處理之間均差異顯著(P= 0.002和0.011),但廚余垃圾處理和添加木本泥炭處理之間差異不顯著(P=0.530).相關性分析表明,水分損失和溫度之間存在一定的相關性,3個處理的溫度和水分損失之間的相關性系數分別為R=0.541,0.624和0.625.

由圖4c,d可以看出,水分損失規律2種方法是一致的,水分主要在高溫期損失較多,從圖4c可以明顯看出,添加秸稈處理水分損失最多,通過實際稱重法計算的各處理累積水分損失量分別為0.40,0.54和0.42kg/kg,與物料平衡法計算的結果相近,添加秸稈處理生物干化水分去除率最高,添加木本泥炭次之.實際冷凝水稱重法水分損失和溫度之間的相關性系數各處理分別為R=0.853, 0.833和0.845,相關性系數較物料平衡法高,說明實際冷凝水稱重法更接近真實的水分損失規律,計算結果相對更準確.各處理高溫期(≥50℃)水分損失占水分總損失的89%以上.若以水分損失89%以上為生物干化截止日計算,廚余垃圾處理,添加秸稈,以及添加木本泥炭處理生物干化周期分別為18,14,16d,添加外加碳源可以縮短生物干化的周期.

2.3.2 水分去除率 本文采用3種方法計算了不同處理的水分去除率,如表2所示.通過物料平衡法,實際冷凝水稱重法和含水率計算法計算得廚余垃圾處理水分去除率為0.37～0.41kg/kg,添加秸稈處理水分去除率為0.54～0.57kg/kg,添加木本泥炭處理水分去除率為0.41～0.45kg/kg.單位有機質降解去除水分量反映了生物干化水分去除的能力.添加秸稈處理單位有機質降解可去除約3.85～4.08倍的水分,添加木本泥炭可去除約3.67～3.8倍的水分,廚余垃圾處理僅可去除1.97～2.18倍的水分.添加秸稈處理,單位有機質的降解對于水分的去除是廚余垃圾處理的2倍,極大地提高了水分去除能力,達到更好的生物干化效果.

圖4 生物干化過程水分損失規律Fig.4 Moisture removal during bio-drying

表2 生物干化過程中不同方法水分去除比較Table 2 Comparisonof moisture removal with three method during bio-drying

2.4 元素和熱值

如表3所示,3個處理TOC降解損失量分別為22%,21%和7.5%,廚余垃圾處理有機質降解程度最高,添加木本泥炭處理有機質降解程度最低.由于有機碳的降解速率比有機氮的降解速率快,因此各處理TN含量較初始相比有所增加,添加秸稈處理最終干化產品中TN含量最高.同樣的原理,最終干化產品中TS含量也比初始含量高.隨著有機質的不斷分解,原料中灰分含量逐漸增加,廚余垃圾處理有機質降解程度最高,因此最終產品中灰分含量也最高.添加秸稈處理最終C/N比與初始相比降低了56%,說明添加秸稈促進了生物干化反應過程,一方面降低了物料的含水率,另一方面使物料逐漸趨于穩定和腐熟.

表3 生物干化產品元素含量變化Table 3 Changes in element content during bio-drying

生物干化過程中元素含量以及含水率的變化直接影響物料的高位熱值和低位熱值,生物干化過程中各處理熱值變化見圖5.高位熱值反映了物料的發熱潛力,低位熱值代表物料的實際發熱量.隨著生物干化的進行,物料中有機質不斷被降解,物料中總碳和總氫含量逐漸降低,因此高位熱值也逐漸降低,各處理有機質含量與高位熱值之間顯著相關(R=0.92～0.96, P=0.00).由于木本泥炭TC含量較高,且主要為木質素,不容易被降解,因此整個生物干化過程中添加木本泥炭處理的高位熱值最高,保持在16800～18053kJ/kg.添加秸稈處理也因增加了物料中總碳含量,高位熱值也高于廚余垃圾處理. 統計分析表明,各處理高位熱值差異顯著(P=0.000).盡管廚余垃圾有較高的高位熱值,但是由于含水率較高,很大程度上降低了低位熱值,初始低位熱值僅為266kJ/kg,在燃燒過程中需要加入大量的助燃劑.廚余垃圾在經過生物干化過程后,含水率有所降低,會通過高溫損失一部分水和滲濾液,但是含水率仍較高,低位熱值也只能提高到1331kJ/kg,仍達不到自燃需要的條件,需要添加輔助燃料.研究表明,城市垃圾的熱值大于3350kJ/kg時,燃燒過程無需加輔助燃料,易于實現自燃燒.添加秸稈和木本泥炭的處理,生物干化過程中含水率降低程度比較好.可以看出,經過9d的生物干化后,物料熱值就可以達到3350kJ/kg以上.生物干化結束后,添加秸稈處理低位熱值增加至8400kJ/kg,熱值較初始的1480kJ/kg翻了5.7倍,添加木本泥炭處理熱值略低于添加秸稈處理,最后產品低位熱值為6331kJ/kg,2個添加輔料的處理最終的干化產品熱值顯著高于廚余垃圾處理,說明生物干化過程添加輔料顯著提高了生物干化的效果.統計分析結果表明,各處理低位熱值差異顯著(P=0.000.低位熱值與物料含水率呈現顯著的負相關關系(R= -0.75～ -0.91,P=0.00).

圖5 生物干化高位熱值和低位熱值變化Fig.5 Changes in higher heating value and lower heating value during bio-drying

3 結論

3.1 生物干化過程中最高溫度可達70℃以上,添加秸稈和木本泥炭處理可不同程度地縮短進入高溫期的時間.廚余垃圾和秸稈聯合進行生物干化最終干化產品的含水率最低,為47%,含水率較生物干化前降低了28%.

3.2 單獨廚余垃圾生物干化滲濾液產生率為0.16kg/kg,添加木本泥炭滲濾液產生率僅為0.04kg/kg,添加秸稈未產生滲濾液.單獨廚余垃圾和添加木本泥炭與秸稈生物干化處理水分去除率分別為0.40, 0.42和0.54kg/kg,添加秸稈水分去除率最高.

3.3 單獨廚余垃圾、添加木本泥炭和秸稈的廚余垃圾,每kg單位有機質降解可去除的水分量分別為1.97～2.18kg,3.67～3.8kg和3.85～4.08kg.添加秸稈的廚余垃圾干化利用較少有機質的降解可實現最高的水分去除能力,達到更好的生物干化效.

3.4 廚余垃圾初始低位熱值較低,不能達到自燃需要的條件.經生物干化后,添加秸稈處理低位熱值可增加至8400kJ/kg,添加木本泥炭處理熱值略低于添加秸稈處理,最后產品低位熱值為6331kJ/kg,2個添加輔料的處理最終的干化產品熱值顯著高于廚余垃圾處理.

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Effect of external carbon sources on biod rying of kitchen waste.

YUAN Jing, ZHANG Di-fang, LI Yun, LI Guo-xue*,LI Yu, WANG Guo-ying
(College of Resources and Environmental Sciences, China Agricultural University, Beijing 100193, China). China Environmental Science, 2017,37(2)：628～635

A laboratory study was carried out to obtaindata onthe influence of external carbonsource onbiostabilization-biodrying of kitchenwaste. Two different external carbonsources (cornstalks and wood peat) were used to bio-dried with kitchenwaste. A control treatment was studied using kitchenwaste without a external carbonsource. The two treatments with external carbonsources reduced the time takento reach the high temperature, the highest temperature of three treatments could reach above 70℃. A fter 21d bio-drying, the moisture content decreased 15.25%, 28.0% and 20.3% for the control, adding cornstalks and wood peat treatments, respectively. The organic matter degraded 26.8%, 19.3% and 15.1%, respectively. The moisture content significantly positively correlated with organic matter content. No leachate was produced inthe adding cornstalks treatment, whereas leachate was produced at a rate of 0.16 and 0.04kg/kg inthe control and adding wood peat treatments, respectively. The water removal per initial rawwaste was 0.40, 0.54 and 0.42kg/kg for the control, adding cornstalks and wood peat treatment, respectively. The water loss significantly positively correlated with temperature. The initial lowcalorific value of kitchenwaste was 266kJ/kg, after 21d bio-drying, the moisture content decreased, the lowcalorific value increased to 1331kJ/kg. The treatments of adding cornstalks and woody peat showed the higher lowcalorific value, the final lowcalorific value of bio-drying product were 8400 and 6331k J/kg.

kitchen waste；bio-drying；cornstalks；woody peat；moisture removal rate；calorific power

X705

A

1000-6923(2017)02-0628-08

袁 京(1988-),女,山西呂梁人,中國農業大學博士研究生,主要研究方向為固體廢棄物處理與資源化.發表論文17篇.

2016-05-10

“固廢資源化利用與節能建材國家重點實驗室”開放基金資助(SWR-2014-005);“十二五”國家科技支撐計劃循環農業項目課題(2012BAD14B16)

* 責任作者, 教授, ligx@cau.edu.cn