餐廚垃圾厭氧生物轉化預處理技術研究進展*

董成耀，顧 霞，趙 磊，周永泉，李 響

（1.東華大學 環境科學與工程學院，上海 201620；2.維爾利環?？萍技瘓F股份有限公司，江蘇常州 213125；3.上海環境衛生工程設計院有限公司，上海 200232）

1 引言

餐廚垃圾是餐飲垃圾和廚余垃圾的總稱。餐飲垃圾是指餐館、飯店、單位食堂等的飲食剩余物以及后廚的果蔬、肉食、油脂、面點等的加工過程廢棄物；廚余垃圾指家庭日常生活中丟棄的果蔬及食物下腳料、剩菜剩飯、瓜果皮等易腐有機垃圾。餐廚垃圾具有較高的含水率，富含碳水化合物、脂質和蛋白質等大分子物質，資源化利用程度低，是城市有機固體廢物的重要組成部分［1］。

2021 年，全國餐廚垃圾產生量為1.27×108t，同比增長5.8%［2-3］。未經處理的餐廚垃圾暴露于環境中會導致嚴重的環境污染問題，產生的滲濾液也會對土壤和地下水造成嚴重污染［4］。生態環境部2019 年印發《“無廢城市”建設試點實施方案編制指南》和《“無廢城市”建設指標體系（試行）》，提出垃圾再生資源回收與高值資源化利用的具體任務［5］。2021 年9 月，中共中央、國務院印發《關于完整準確全面貫徹新發展理念做好碳達峰碳中和工作的意見》，要求以綠色、低碳發展為關鍵，加強資源綜合高效利用［6］，因此實現餐廚垃圾高值資源化是處理城市有機固廢的關鍵目標。目前，厭氧發酵和好氧堆肥工藝是較為成熟的餐廚垃圾資源化處理技術，厭氧發酵因其碳排放量低、二次污染少、建設運營成本低等優點［7］，逐漸成為我國餐廚垃圾資源化利用的主要途徑。

厭氧發酵主要分為3 個階段［8］：①水解酸化階段，微生物在胞外水解酶的作用下將溶解性大分子有機物轉化為小分子有機物。例如溶解性多糖轉化為葡萄糖，蛋白質轉化為氨基酸，脂質水解為長鏈脂肪酸（Long Chain Fatty Acids，LCFAs）和甘油。隨后葡萄糖在糖酵解階段轉化為丙酮酸，氨基酸脫氨基后，進一步轉化為乙酸和丁酸，LCFAs 遵循β氧化機理被降解為乙酸和氫氣，甘油被分解成1，3-丙二醇、乳酸和乙醇等［9-11］；②產氫產乙酸階段，產氫產乙酸菌在兼性或嚴格厭氧條件下，將酸化階段產生的丙酸、丁酸、戊酸、乙醇等進一步分解為乙酸和氫氣。與此同時，同型產乙酸菌利用氫氣和二氧化碳合成乙酸；③產甲烷階段，嗜酸產甲烷菌利用乙酸分解產生甲烷，嗜氫產甲烷菌通過二氧化碳和氫氣合成甲烷［12］。

現階段，厭氧發酵生產甲烷已經廣泛應用于餐廚垃圾的處理工藝中，而發酵中的水解階段是主要的限速步驟，這是因為餐廚垃圾中含有大量的纖維素、油脂等物質，這些大分子物質難以被發酵功能菌快速利用，使得水解酸化的產酸效率大幅降低［13］。因此，為了提高餐廚垃圾的發酵效能，通常采用預處理技術：一方面可以減固增溶，加快有機質的水解進程；另一方面也可以定向富集微生物提高菌群生物量，從而穩定系統發酵效能。

因此，本研究對目前應用于工程的預處理技術、研究成熟的水熱處理技術、處于發展階段的生化預處理工藝以及新興的預處理方法進行總結，以期為餐廚垃圾發酵處理工藝的建設和改進提供參考。

2 餐廚垃圾預處理工程應用

現階段餐廚垃圾預處理已經形成了完整的體系，能夠實現工程化，其處理流程如圖1 所示。

圖1 餐廚垃圾預處理工程應用的工藝流程Figure 1 Food waste pretreatment process flow for engineering applications

餐廚垃圾進料通常分為廚余垃圾進料及餐飲垃圾進料，廚余垃圾經過破袋滾筒篩等機械篩選后，進入生物水解反應器進行預水解，經過擠壓脫水機和除雜裝置進一步除渣；餐飲垃圾通過蒸煮加熱，保證油脂與其他漿液充分混合，混合液經過三相分離機進行提油、除渣、液相出料等操作，油脂進一步回收；兩條線的濾液最后進入厭氧發酵罐進行發酵產沼，供產熱和發電使用；整個過程中會產生大量固渣，包括篩上物、三相固渣、脫水固渣、除雜固渣、發酵沼渣等，這些固渣均外運至焚燒廠處置。

2.1 機械篩分

餐廚垃圾中不僅富含蛋白質、淀粉等大分子物質，還含有油分及較多的惰性固體殘渣，如塑料、陶瓷、骨頭等。這些物質在厭氧發酵過程中難以降解，影響機械設備正常進行，因此篩分預處理十分必要。Agyeman 等［14］通過機械研磨的方法將餐廚垃圾的平均粒徑從0.843 mm 降低至0.391 mm，大分子溶解率增加30%。吳元等［15］利用大物質分選機+制漿分選機進行兩級分選處理餐廚垃圾，可去除80.87%的雜物，提高了篩分效率。湯曉艷等［16］開發了一種餐廚垃圾分選制漿方法，即餐廚垃圾原料輸送到大物質分選機內，其中的大件雜物被打散，惰性雜物從大料出口排出，分選后的粗漿液再經精細制漿機破碎，輕質碎片從出料口拋出；該方法對紙張、金屬、骨頭玻璃陶瓷類、木竹、織物和塑料的去除率共計84.5%，而食物垃圾和油脂去除率僅為6.6%和7.0%，實現了對大件雜物以及難降解惰性雜物的高效分離，并最大程度減少油脂和有機物損失。

2.2 三相提油

餐廚垃圾中的油脂含量因地域分布、生活飲食習慣等原因存在一定的差異。據統計，1 t 餐廚垃圾油脂含量為0.045～0.070 t［17］，因此油脂回收是餐廚垃圾處理不可缺少的工序。目前我國的主要提油工藝是物料在篩分之后加熱，再泵入三相分離機進行提油工序［18］。李夢雅等［18］在130～135 ℃條件下對餐廚垃圾進行高溫濕解提油，提油率達到2.58%～8.72%。

2.3 生物水解

餐廚垃圾厭氧發酵能夠通過產沼氣等方式回收碳和能量，但由于發酵系統緩沖能力較差，發酵過程中的水解和酸化階段產生的大量短鏈脂肪酸會嚴重抑制后續發酵。因此通過兩級處理工藝，先將餐廚垃圾進行生物預水解，再將漿液輸送至下一級發酵系統，可以有效提高系統的緩沖性能并確保不同微生物群落的最佳生境，提高發酵效能[19]。García-Depraect 等[20]發現兩階段厭氧發酵處理工藝回收的生物能量（以VS 計，2 748 MJ·t-1·d-1）比單階段厭氧發酵回收的能量（以VS 計，1 473.2 MJ·t-1·d-1）多1 倍，為厭氧發酵提供了新的研究思路。趙磊等[21]設計了一種臥式有機垃圾生物預水解反應器，在機械、生物菌種共同作用下將可生物降解的有機質水解融入液相，并使油脂隨瀝水及時排出，加速水解反應，提高后續處理器的發酵效能。何品晶等[22]設計了一種生物質垃圾預水解-機械破碎一體化均質工藝，利用酶調理過的濾液澆灌生物質垃圾進行預水解，提高水解程度，隨后進行厭氧消化處理，沼氣產量增加。Li 等［23］采用投加零價鐵的方法，促進了餐廚垃圾的水解溶出，提高了D-乳酸的產率（是空白組的6.4 倍）。

2.4 餐廚垃圾預處理面臨的挑戰

餐廚垃圾處理工藝依然存在兩大主要挑戰：①現階段沼氣回收經濟價值有限，依靠電價補貼才能實現商業運行，而餐廚垃圾預處理單元的廢油脂回收，經濟價值更高［24］，因此，拓展餐廚垃圾的高值資源化是實現有機固廢中“碳中和”的重要戰略目標。如在發酵液中調控生物定向發酵，制備的醇類、乳酸、短鏈脂肪酸（Volatile Fatty Acids，VFA）和中鏈脂肪酸（Medium-chain Fatty Acids，MCFA）等高附加值碳產品［25］；②現階段餐廚垃圾處理工藝產生大量預處理固渣及發酵沼渣。陳福仲等[24]對青島某垃圾處理基地厭氧發酵處理餐廚垃圾進行物料平衡分析，篩上殘渣及沼渣產生量約為垃圾總量的33%，且固渣的后期處置成本在運行成本中占比最高。因此，提高固體殘渣的溶出效率，開拓沼渣資源化渠道，也是亟待解決的問題。

為解決上述問題，環?？蒲腥藛T主要圍繞利用成熟的水熱處理技術、微生物調控方法以及新型預處理技術（圖2），對餐廚垃圾預處理工藝進行定向調控，強化生物水解提高餐廚垃圾資源化效果；同時，促進餐廚垃圾減固增溶，實現“廢渣”減量化。

圖2 餐廚垃圾預處理技術的改進方向Figure 2 Improved direction of food waste pre-treatment technology

3 水熱預處理技術研究進展

3.1 水熱預處理對發酵的調控作用

水熱預處理技術是指將物料置于密閉容器中，在110～350 ℃的條件下，濕生物質通過一系列反應（水解、脫水、脫羧、縮合等），轉化為結構更簡單的化合物，如葡萄糖、氨基酸、脂肪酸和氨等［26］，利于微生物的利用，從而達到有效調控厭氧發酵效率的作用，同時也可以改善物料脫水，實現廢物減量。水熱預處理技術對發酵的促進效果如表1 所示。

表1 水熱預處理對發酵的促進效果Table 1 The promotion effect of hydrothermal pretreatment on fermentation

Li 等［27］在探究水熱處理餐廚垃圾對乳酸發酵的影響實驗中，發現在140 ℃和170 ℃熱預處理的餐廚垃圾體系中，乳酸產率相比于空白組分別提高9.9%和7.5%，并且提前2 d 達到最大產量。熱預處理促進了有機質水解，該發酵體系強化了發酵體系產乳酸功能菌的富集。王雪婷等[28]發現180 ℃水熱預處理能夠調控餐廚垃圾底物的醇酸比，實現戊酸的定向發酵（較空白組提高了3.66 倍），產戊酸菌相對豐度分別提升了13.77% （接種酒曲組）、9.53%（接種污泥組）。岳良辰［29］以餐廚垃圾中的典型油脂（甘油三油酸酯）作為發酵原料，通過水熱稀堿預處理后，氫氣、甲烷產率隨預處理溫度的上升（160～220 ℃）而逐漸提高，分別達到23.25、877.47 mL/g（以TVS 計），能量轉化率達到66.21%?？梢娝疅嵯A預處理能夠有效促進油脂的降解，提高甲烷產率。

3.2 水熱預處理產物對發酵的影響

水熱預處理能促進固體有機物溶解，但隨著水熱溫度升高（＞180 ℃），水熱液中的酚類、酮類及芳香族類化合物含量顯著增高，該類溶解性有機物（DOM）具有一定的生物毒性［36］；另一方面，水熱反應會促進羰基及氨基聚合形成美拉德產物，如類黑素（Melanoidins），該類物質對微生物的代謝也具有抑制作用［37］。因此，餐廚垃圾水熱預處理的優化目標是既能提高溶解效率，又能減少生物毒性物質的形成。Liu 等［37］發現處理溫度超過140 ℃時，類黑素的濃度升高，有機物的增溶效果反而下降；通過RSM（Response Surface Methodology）優化水熱溫度為132 ℃，反應時間為27 min，pH 為5.6，VFA 的產量達到最大，較對照組提高了22.1%。Hao 等［38］發現180 ℃條件下制備的水熱炭沒有毒性作用，而330 ℃條件下制備的水熱炭會釋放高濃度的酚類、有機酸，毒性顯著增加。

4 生化預處理技術研究進展

生化預處理技術是指通過人為的手段，富集系統中的功能微生物菌群以提高某些性能的方法［39］，包括酸堿處理法、電發酵法、菌劑法、聯合發酵法和生物酶法等。

4.1 酸堿處理法

酸堿處理法是指向底物中加入酸性或堿性物質, 破壞大分子有機物結構，釋放小分子可溶性有機物，增加底物的生物可降解性［40］。Saha 等［41］發現稀乙酸處理餐廚垃圾能夠顯著提高微生物的附著性和基質可利用性，增強產甲烷菌的活性，甲烷產量（以VS 計）較對照組提高了10%（55.58 mL/g）。Zhu 等［42］利用稀硫酸處理餐廚垃圾發酵產乳酸，乳酸產量達到60.3 g/L，較對照組提高了11%。Chen等［43］研究表明Ca2+可以破壞化學鍵，提高復雜化合物分解成可溶性蛋白、單體糖和其他簡單化合物的能力。在CaO 濃度為1%時，VFAs 產量較空白組提高了67.29%。Elalami 等［44］發現以每100 g 含5 g TS 的劑量投加KOH 可以提高餐廚垃圾與污泥的發酵效能，沼氣產量較空白組提高了40%，同時增加了沼渣中氮和磷的回收率。酸堿預處理是較為常見的預處理方式，但對于pH 和設備的防腐蝕要求較高，所以實際應用中也受到一定限制。

4.2 電發酵法

電發酵是在厭氧發酵的基礎上增加微電壓以提供電刺激，形成微小電場，從而加速功能菌群增殖，增加微生物代謝活性［45］。周濤等［46］考察了外加電刺激對餐廚垃圾-污泥共發酵產酸的影響，發現0.5 V 電刺激可以增強體系中的微生物活性；在發酵第144 小時VFA 濃度為24 342 mg/L，較空白組提高了30.8%。王蜜兒等［45］發現，電刺激使得發酵體系中的pH 下降速度快于傳統厭氧發酵，提高了C2～C6 多種脂肪酸的產量，增加碳的回收率。Xue 等[47]探究電極刺激對發酵的影響，發現陰極電極可以產生足夠的電子供微生物利用，促進丙酮酸向乳酸的轉化，乳酸產率在-100 mV 環境下達到最高（0.657 8 g·L-1·h-1）。Wu 等［48］發現0.6 V 的電壓環境能夠為碳鏈延長微生物創造更加有利的條件，促進其將乙酸鹽轉化為丙酸、丁酸和己酸等中長鏈脂肪酸。電發酵法通過對發酵體系輸入外源電子，施加電刺激，可提高相關酶的活性，定向調節系統中的微生物功能。

4.3 菌劑法

菌劑法是指直接投加相關功能細菌的微生物強化方法，相比于改良微生物生長環境等間接方法，菌劑法縮短了土著功能微生物的馴化時間［49］。胡致遠等［49］對比不同劑量的丙酸產甲烷菌對餐廚垃圾批式發酵的影響，發現菌劑與餐廚垃圾的VS 質量比為0.15 時，單位菌劑甲烷產量（以VS 計）最大（1 706 mL/g）；在生物負荷比（F/M）相同的條件下，菌劑添加量為35%時產氣性能最佳（較空白組提高2.97 倍）。江俊鋒［50］探究了不同劑量產甲烷菌對餐廚垃圾厭氧發酵系統的影響，發現菌劑添加量為0.25 g/L、頻率為3 d 時，系統容積產氣率最高（3.31 L·L-1·d-1）。Gantina 等［51］向蔬菜垃圾中分別添加了EffectiveMicroorgaism-4（EM-4）、GreenPhosko-7（GP-7）微生物發酵劑，反應進行到第45 天時，投加GP-7 發酵劑的罐中甲烷體積分數可以達到38.32%，且高于EM-4 發酵劑（22.5%）。投加特定的微生物，可以有針對性地增加目標菌群的豐度，縮短微生物對環境的適應時間，實現定向發酵。

4.4 聯合發酵法

為解決單一底物厭氧發酵營養不均衡、微生物數量少等問題，將幾種底物混合后聯合發酵，可以創造利于微生物生長的環境，有效提高厭氧發酵的效果。郝鑫等［52］發現餐廚垃圾與秸稈、污泥按照1 ∶1 ∶1（以VS 計）的配比進行聯合發酵，產氣量（以VS 計）最大可達373 mL/g。吉詩敏等［53］研究了不同比例的淘米水和花生渣混合發酵的產酸效果，發現投加淘米水可以提高體系碳水化合物的降解速率，從而提高VFA 的產量（較空白組提高了36%）。Vidal-Antich 等［54］探究了餐廚垃圾與剩余污泥投加比對發酵的影響，發現隨著污泥比例由10%增加到50%，VFA 產量提高了1.79 倍。劉新媛等［55］將雞糞和餐廚垃圾分別按照2 ∶1、1 ∶1 和1 ∶2 混合（以VS 計）發酵，發現混合比例為2 ∶1時，甲烷產率最大可以達到3.65 mL/h。谷士艷等［56］以豬糞和餐廚廢棄物為原料，比較了原料配比、pH 和TS 濃度對產氣量的影響，發現豬糞∶餐廚廢棄物= 1 ∶1、pH 為7.11、TS 為10.08%時，產氣量最大（30 459.5 mL）。Xu 等［57］發現顆粒污泥能夠形成穩定細胞內pH 以維持微生物群落的功能，減少產物對發酵的抑制效果，產生更多的乳酸。通過向餐廚垃圾中投加顆粒污泥進行聯合發酵，乳酸產量（以COD 計，52.7 g/L）明顯高于投加剩余污泥組（以COD 計，40.0 g/L）；微生物群落分析表明：顆粒污泥中的芽孢桿菌、乳桿菌和雙歧桿菌等乳酸菌群含量達到81%，遠高于普通污泥的48%。相比單一底物發酵的局限性，聯合發酵技術可以充分利用各組分的性質特點，提高系統的緩沖容量，實現性質互補。

4.5 生物酶法

生物酶預處理法具有處理效果好、特異性強、無二次污染等優點，對溶解固體有機物和提高氫氣、甲烷的產量有著良好的促進效果。生物酶處理法可以基于餐廚垃圾的組分分成不同的作用模式，比如淀粉酶、蛋白酶和脂肪酶可以分別將大分子淀粉、蛋白質和脂質分解為葡萄糖、游離氨基酸（Free Amino Acids，FAA）和長鏈脂肪酸（LCFA）［58］。馬超男［59］發現餐廚垃圾經過酶預處理后，TCOD 的去除率達97.0%（較空白組提高14.6%），甲烷產量提高了28.6%。Kiran 等［60］將富含水解酶的真菌醪液投入餐廚垃圾處理24 h 后，生物甲烷產量和產率分別較空白組提高2.3 倍和3.5 倍。生物酶作為一種天然制劑，既能高效促進水解，又能減少化學產品污染，但由于酶的生產成本過高，且對環境的適應性較差，并沒有廣泛應用于厭氧發酵工藝。

5 新興預處理技術研究進展

5.1 微波法

微波法因其具有加熱快、能耗低、無二次污染等優點受到高度關注，其不僅可以產生熱效應，還可以產生生物效應、電效應等非熱效應［61］。目前許多研究表明，微波預處理可以選擇性地加熱極性更大的部分，形成“熱點”，實現顆粒之間的“爆炸”效應，破壞大分子有機物的結構，促進生物酶的水解作用，提高厭氧發酵性能［62］。Sondhi 等［63］利用微波法預處理餐廚垃圾，提高了乙醇的產量（較對照組提高52.2%）。Simonetti 等［64］研究微波處理餐廚垃圾對生產短鏈有機脂肪酸和乙醇的影響，發現預處理顯著提高了SCOD 和碳水化合物，預處理組中的短鏈有機酸（如乳酸）的占比（80.9%）明顯高于空白組（66.1%）。微波雖然具有處理速度快、效率高的優點，但由于目前對生物效應的機理研究不足，且微波法單獨處理有機廢物效率低，對設備要求高、投資量大，因此距離應用尚需優化［62］。

5.2 超聲法

超聲波是一種新興的清潔技術，利用超聲在液體介質中產生空穴氣泡?？栈瘹馀菡袷幉⑻a生高剪切力，使大分子有機質分解成易于被生物利用的小分子［65］。吳清蓮［66］用超聲預處理的方式對餐廚垃圾進行破解，VFA 產量（以VS 計）提高至976.12 mg/g，較空白組提高了8 倍。張月［67］發現超聲預處理可以提高餐廚垃圾與污泥混合物的SCOD 溶出率，處理后的底物發酵VFA 產量最大值較空白組提高了13.4%。Pau 等［68］用超聲預處理餐廚垃圾30 min，增加了SCOD 的濃度（15%），提高了乙醇的產量。Ma 等［69］將超聲預處理30 min后的餐廚垃圾糖化殘渣底物進行發酵，得到的己酸產量（以VS 計）為207.8 mg/g，是對照組的兩倍；微生物群落分析發現超聲可以促進產VFAs 優勢菌向產己酸優勢菌轉化，這進一步證實了超聲預處理不僅可以提高底物的可利用性，還能實現厭氧發酵過程中優勢菌群的定向富集。

5.3 高級氧化法

高級氧化法，主要是利用活性高能氧原子，通常用于處理例如廢水和固體廢物等COD 濃度高的物料，具有破解率高、能耗低的優點。Zhu 等［70］向餐廚垃圾中投加CaO2和磁鐵礦進行預處理，水解酸化酶活性顯著增強，甲烷產率（以VS 計）達到423.4 mL/g（較對照組提高26.8%）。Cesaro 等[71]發現臭氧預處理能夠提高城市固體有機廢物的可降解性，提高發酵的沼氣產量（較對照組提高2.5 倍）；而較高劑量的臭氧（以TVS 計，0.034～0.202 g/g）會氧化餐廚垃圾中的生物質還原糖，抑制發酵的進行。Yue 等［72］發現臭氧預處理能夠減輕餐廚垃圾中脂質對微生物的包覆，促進基質的降解，提高甲烷回收率和能量轉換效率。通過增加臭氧的濃度（以TVS 計，0.02～0.80 g/g），氫氣和甲烷的產率（以TVS 計）逐漸提高，最高可達22.6 mL/g 和946.5 mL/g。Wright 等［73］利用DBD 等離子體對玉米生物質進行預處理，發酵沼氣產率較空白組提高18%。高級氧化法具有操作簡單、無二次污染等優點，但其使用成本高，降低高級氧化預處理技術的經濟成本和優化工藝是未來研究的主要方向。

6 結論

隨著我國經濟進入高質量發展階段，垃圾循環再利用已經成為生態文明建設的重要內容。在“雙碳”國家戰略目標下，亟需發展高效的餐廚垃圾處理資源化工藝。厭氧發酵技術是目前常用的處理技術，其可以將餐廚固體廢物轉化成有機酸、氫氣、甲烷等生物能源。而強化增溶、促進生物水解是餐廚垃圾發酵過程中的兩大重要步驟，通過傳統的機械預處理、水熱預處理以及生物強化的方法，達到促進餐廚垃圾水解、提高發酵效率的目的。今后可以進一步加強基礎理論研究，結合不同的處理方法特點進行多工藝聯合預處理，并將其應用于規模化餐廚垃圾發酵資源化工藝體系。同時，深入研究餐廚垃圾發酵系統的微生物菌群關系，從機理上闡明不同預處理方式對發酵產物的影響，實現餐廚垃圾的高效高值資源化。