短程水解應用于縣域分類廚余垃圾可行性的研究

王益棟

（維爾利環?？萍技瘓F股份有限公司， 江蘇 常州 213125）

0 引言

廚余垃圾是家庭和飲食單位拋棄的剩飯剩菜及廚房余物的統稱， 是人們在生活消費中產生的一類固體廢物。 近幾年，隨著人們生活水平的提高，廚余垃圾的產生量明顯增加，為了快速處理廚余垃圾，不對環境產生危害且可充分利用廚余垃圾已成為研究熱點。在國家和地方垃圾分類政策的有效推行下，高有機質含量的廚余垃圾被分開收集并單獨運輸，邁出了廚余垃圾資源化之路的第一步。 2019 年，住房和城鄉建設部發布GB/T 19095—2019《生活垃圾分類標志》，將廚余垃圾定義為易腐爛的、含有機質的生活垃圾，包括家庭廚余垃圾、餐廚垃圾和其他廚余垃圾等[1]。 按照分類要求收集的廚余垃圾純凈度超95%以上，其中塑料、織物、紙張、木竹、無機惰性物等雜物的含量較低。 此類廚余垃圾最大特點是有機質占比和含水率明顯高于生活垃圾， 一方面有機質是資源化利用的原料； 另一方面高含水率對有機質的利用造成一定困難。

目前，國內大、中型城市（如北京、上海、廣州、深圳、重慶、杭州、紹興等）處理廚余垃圾大部分采用厭氧消化廚余垃圾資源化技術。 廚余垃圾厭氧消化反應主要包括水解、 酸化、 乙酸化和產甲烷4 個環節（其中水解和產甲烷環節是全過程核心）。 當前基于產甲烷環節對厭氧消化影響的相關研究相對集中且成果頗多，關于水解環節的研究則相對較少。以華東地區為例，多地已實現廚余垃圾的單獨收運，并配套建設了相應的終端處置設施， 將廚余垃圾轉變為電能、熱能、有機營養土等資源化產品。

雖然廚余垃圾中有機質含量較高， 但其中摻雜部分雜物且含水率較高，常規的垃圾處理技術（如破碎擠壓） 無法有效去除垃圾中的雜物和有機質的胞內水分， 導致其資源化利用效率較低， 減量化效果差，且固渣二次處理難度大。 機械生物消融[2]（ecomechanical biological treatment, EMBT） 技術已在多個廚余垃圾處理項目中成功應用， 其中核心工段為生物水解。屈陽等[3]采用該技術對城市生活垃圾處理進行中試研究發現，當m(厭氧回流水)∶m(垃圾)=2∶1 和停留時間為1.2 ～1.4 d 時， 垃圾減量化率達49.7%。 趙爽等[4]將該技術應用于50 t/d 廚余垃圾處理工程中發現，垃圾減量化率大幅提高，且單噸進場垃圾沼氣產量達60 m3。 趙磊等[2]通過運行參數對廚余垃圾生物水解反應影響的中試研究發現， 工程化應用的生物水解最優反應條件∶溫度為35 ℃， 停留時間為2 d，并且需回流厭氧沼液（回流比例為7%～8%）。

相比于大、中城市，縣域分類廚余垃圾具有收集量相對較小且摻有少量餐飲垃圾和秸稈等農田生物質的特點，綜合考慮該類地區經濟發展水平、項目集約用地、控制建設投資及運行費用等諸多因素，在采用EMBT 技術對其進行資源化利用的基礎上， 需對生物水解優化改良成短程水解， 即縮短水解時間為1 d 并取消厭氧沼液回流?？h域分類廚余垃圾經過短程水解的預處理， 不僅可將部分易降解有機質轉化為液相后再通過厭氧發酵產沼， 同時還可提高垃圾脫水效果，由此產生的固渣含水率低、熱值高，可采用RDF 燃料、熱解氣化等模式進行資源化再利用。

為對比不同工作壓力下短程水解應用于縣域分類廚余垃圾的減量化效果和液相COD 等參數的變化，利用某項目生物水解反應器為平臺，以該項目進場垃圾為原料，對其機械篩分得到的廚余垃圾（以有機質為主）， 按照短程水解的技術參數要求進行試驗， 通過研究短程水解的可行性并指導調整工程化應用設計。

1 短程水解機理及其影響因素

根據厭氧消化的反應機理， 水解是厭氧生物反應的第一個環節， 其主要作用是大分子有機物利用微生物胞外酶分解成小分子有機物。 水解的具體過程：廚余垃圾中的顆粒物、膠體類物質等大分子有機物在反應器內被液相中大量微生物截留， 再通過微生物胞外酶的作用被分解成易生物降解的小分子物質并溶于液相中。上述過程通常較為緩慢，因此屬于顆粒狀有機垃圾厭氧生物反應的限速階段[5]。對這一限速階段開展研究并優化水解進程， 將對提高厭氧效率、減少相關設備投資有著積極意義。小分子水解產物容易透過細胞膜進入細胞被吸收， 再經過酸化細菌的新陳代謝轉化為揮發性有機脂肪酸且同樣能溶入液相，由于酸的融入致使液相pH 值降低，因此水解進程常伴隨著酸化過程[6]，難以嚴格區分。

研究表明，影響水解進程的主要因素：①垃圾成分與粒徑大小。 垃圾顆粒越小其比表面積越大[7]，有利于提升垃圾中可降解有機物的水解速率，因此，可對廚余垃圾進行有效地預處理控制其有機質成分的顆粒度；②水解液pH 值。 pH 值主要對水解的速率產生影響，水解進程對pH 值的適應范圍較廣，其最佳pH 值范圍為5.5 ～6.5， 當水解體系pH 值低于3.5 或高于10，將對水解進程產生抑制作用；③環境溫度。 水解進程主要依賴微生物胞外酶的作用，溫度對其影響可參考Arrhenius 方程。 低溫可明顯抑制大分子有機物的分解和VFA 的生成；在中溫段轉化的水解產物累積量最大；高溫有利于加速水解，但需消耗大量能源；④水力停留時間。 水力停留時間越長，有機物水解轉化越徹底，但水解反應速率隨著停留時間的增加而減緩，因此選擇合理的停留時間可在確保水解效果的前提下有效控制反應器的投資成本。

根據廚余垃圾水解最優反應條件及對水解進程的影響因素， 說明廚余垃圾短程水解技術的理論依據充分：①短程水解應用于分類收集的廚余垃圾，垃圾成分中有機質含量較高，且有機質粒徑相對不大，可通過合理的預處理有效控制廚余垃圾中有機質成分及顆粒度； ②厭氧回流液的作用是補充水解液體

系的堿度， 保證水解過程始終處于合適的pH 值范圍內，避免因pH 值降低對水解進程造成抑制[8-10]。短程水解取消了厭氧回流液，只要水解過程中液相pH值不低于3.5，水解進程仍可有效進行；③短程水解仍采用常規的水解反應器及中溫運行條件， 在確保水解最佳溫度的前提下，控制能源消耗；④水解反應速率隨著停留時間的增加呈減緩趨勢， 說明在低于最佳停留時間的反應區間內， 其水解速率保持在較高的狀態，因此短程水解通過降低停留時間，以損失較小的水解效果為代價，可降低較大的建設成本，提升項目整體效益。 其中②和④擬通過本試驗進一步研究論證。

2 試驗材料

在某廚余垃圾項目現場進行試驗， 試驗材料取自經過滾筒篩分后的篩下物， 篩下物主要成分為有機質，可模擬縣域分類收集廚余垃圾，該項目工藝流程見圖1。 由于進場垃圾源自該地區不同的轄區、市縣，垃圾分類水平不一，為保證試樣具有代表性，分別于不同的時段在滾筒篩篩下物皮帶機上取樣。

圖1 工藝流程示意

3 試驗方案

3.1 試驗過程

根據試驗要求， 利用螺旋式壓榨機將廚余垃圾試樣直接擠壓處理或經短程水解后再擠壓處理后再進行固、液分離試驗。2 類廚余垃圾試樣均通過皮帶輸送至螺旋式壓榨機進行擠壓， 通過調整螺旋式壓榨機的工作壓力， 分別記錄0.4 ，0.5 ，0.6 MPa 壓力下螺旋式壓榨機固渣和液相的物料量， 并對設備處理量進行計算分析及測試固渣和液相的理化性質（如TS，VS，COD，VFA 等）， 以此評估廚余垃圾經過短程水解處理后的擠壓效果與可行性。

由于試樣成分復雜且各批次試樣成分存在一定的波動，為確保試驗數據可信且具有代表性，每項試驗持續開展10 d，各項試驗數據取其算術平均值，以此消除垃圾試樣成分的波動對試驗結果的影響。

3.2 測試方法

（1）采用稱重法分別稱取固渣、液相的質量。 主要測試設備包括電子天平和樣品托盤等。

（2）依照減重原理分別測定TS，VS 指標。 將樣品置于干燥箱于105 ℃下烘干12 h 后根據重量差值計算TS 質量，將樣品置于馬弗爐于600 ℃下灼燒4 h 后根據重量差值計算VS 質量。 主要測試設備包括干燥箱、馬弗爐、電子天平、坩堝和玻璃干燥皿等。

（3）采用光度法快速測定儀測定COD。 所需設備為COD 消解器（Hach DRB 200）。

（4）利用比色法測定VFA。 所需設備為臺式可見分光光度計（Hach DR 3900）。

4 結果與討論

4.1 螺旋式壓榨機處理量及垃圾試樣減量化率

（1）試樣直接擠壓

調節螺旋式壓榨機的工作壓力分別為0.4，0.5和0.6 MPa 的工況下， 螺旋式壓榨機的處理量及減量化率的數據統計見表1。 由表1 可以看出，螺旋式壓榨機處理量即單位時間內通過設備完成固、 液分離的垃圾質量。 不同擠壓壓力下螺旋式壓榨機對于廚余垃圾直接擠壓的平均處理量為19.29～19.46 t/h，有一定波動但變化不大， 試驗說明工作壓力的變化對螺旋式壓榨機的處理量影響不大， 且壓力范圍處于設備的有效工作壓力區間內，設備運行情況良好。試樣減量化率即試樣總量與固、 液分離后固相質量之差與試樣總量的比值。 當工作壓力分別為0.4，0.5，0.6 MPa 時， 減量化率分別為30.48%，32.67%，35.77%，平均減量化率為32.98%。說明隨著螺旋式壓榨機工作壓力的增加， 減量化率相應逐漸提高，但總體減量化率較低。

表1 直接擠壓的平均處理量及減量化率

（2）試樣經短程水解后擠壓

調節螺旋式壓榨機的工作壓力， 在工作壓力分別為0.4，0.5，和0.6 MPa 的工況下，廚余垃圾經短程水解后再進行固、液分離，廚余垃圾短程水解后螺旋式壓榨機處理量及減量化率見表2。

表2 短程水解后平均擠壓處理量及減量化率

由表2 可以看出，在不同工作壓力下，螺旋式壓榨機對于短程水解后廚余垃圾的處理量為18.84～19.01 t/h，基本沒有變化，說明工作壓力的變化對螺旋式壓榨機的處理量影響不大， 且壓力范圍處于設備的有效工作壓力區間內，設備運行情況良好。當工作壓力分別為0.4，0.5 ，0.6 MPa 時，減量化率分別為50.49%，54.94%，59.93%，平均減量化率為55.12%。說明隨著螺旋式壓榨機工作壓力的增加， 減量化率相應逐漸提高，且總體減量化率較高。

4.2 擠壓固相及液相的理化性質及有機質轉化率

（1）試樣直接擠壓

調節螺旋式壓榨機的工作壓力， 在不同壓力工況下對直接擠壓的固相、 液相分別進行理化性質測試，其中固相測試w（TS）和w（VS）/w（TS），液相測試w（TS），w（VS）/w（TS），ρ（COD），ρ（VFA）和pH 值，具體見表3。由表3 可以看出，在工作壓力分別為0.4，0.5，0.6 MPa 的工況下， 廚余垃圾經直接擠壓脫水后的固渣含水率隨壓力的增加呈下降趨勢，w（VS）/w（TS）則小幅增加。 液相的pH 值保持在4.5 左右；w（TS）和w（VS）/w（TS）隨壓力的增加呈增大趨勢；COD 質量濃度存在小幅波動， 基本維持在125 000 mg/L 左右。

表3 直接擠壓固相與液相的理化性質

直接擠壓有機質轉化率見表4。 由表4 可以看出，試樣有機質轉化率（即液相有機質質量與進料有機質質量的比值） 分別為11.54%，13.10%，15.22%，該指標隨壓力增加呈增加趨勢。

表4 直接擠壓有機質轉化率

（2）試樣經短程水解后擠壓

調節螺旋式壓榨機的工作壓力， 在工作壓力分別為0.4，0.5 和0.6 MPa 的工況下，廚余垃圾經短程水解后進行固、液分離，對固相測試w（TS）和w（VS），液相測試w（TS），w（VS）/w（TS），ρ（COD），ρ（VFA）和pH 值，具體見表5。 由表5 可以看出，在工作壓力分別為0.4，0.5，0.6 MPa 的工況下，廚余垃圾經過短程水解后擠壓的固相含水率隨壓力的增加呈下降趨勢，w（VS）/w（TS）的變化幅度不大。 液相的pH 值保持在4.0 左右；w（TS）和w（VS）/w（TS）隨壓力的增加變化不大；COD 質量濃度基本維持在118 000 mg/L左右；VFA 質量濃度基本無變化，約17 800 mg/L。

表5 試樣經短程水解后擠壓固相與液相的理化性質

試樣經短程水解后有機質轉化率見表6。由表6可以看出，試樣有機質轉化率（即液相有機質質量與進料有機質質量的比值） 分別為19.65%，22.73%，24.85%，該指標隨壓力的增加呈增加趨勢。

表6 試樣經短程水解后有機質轉化率

4.3 試樣直接擠壓與短程水解后擠壓的對比分析

（1）處理量與減量化率

根據章節4.1 中表1～ 表2 的試驗數據進行計算分析， 試樣直接擠壓和經短程水解后擠壓的處理量及減量化率見表7。

表7 試樣直接擠壓和經短程水解后擠壓的處理量及減量化率

由表7 可以看出， ①在螺旋式壓榨機工作壓力為0.4 ～0.6 MPa 范圍內，設備對廚余垃圾的平均處理量為18.93～19.36 t/h，波動較小。 說明在不同工作壓力下， 試樣是否經過短程水解處理對螺旋式壓榨機的處理量影響不大， 且工作壓力范圍處于設備的有效工作壓力區間內，設備運行情況良好；②在螺旋式壓榨機工作壓力為0.4～0.6 MPa 范圍內，垃圾試樣經短程水解后再擠壓后減量化率達到55.12%，相比于直接擠壓，其減量化率提高了22.14%。 趙磊等[2]的中試研究發現，經過1 d 的生物水解后，減量化率可達55%；經過2 d 的生物水解后，減量化率可達64%。 ZHANG B 等[11]研究發現，有機垃圾水解酸化的主要影響因素為胞外水解酶。以上說明，試樣在短程水解過程中胞外水解酶加速了對細胞結構的破壞， 顯著提升了胞內水的溶出及固相有機質向液相的轉化效率，明顯降低了垃圾試樣的脫水難度，提高了垃圾試樣的減量率。

（2）擠壓固相及液相的理化性質

根據章節3.2 中表3～ 表6 的試驗數據進行計算， 試樣直接擠壓和經短程水解后擠壓的固相及液相理化性質見表8。

表8 試樣直接擠壓和經短程水解后擠壓的固相及液相理化性質

由表8 可以看出， ①短程水解后的擠壓固相含水率（54.21%～59.89%，平均值為57.09%）明顯低于直接擠壓的固相含水率（62.46% ～ 64.48%，平均值為63.44%），原因是因為廚余垃圾經短程水解反應后有利于固相胞內水向液相轉化， 降低了垃圾固、液分離難度，在外界壓力作用下水解固渣的含水率顯著降低，從而促進了物料的減量；②短程水解后的擠壓液相pH 值（約4.0）低于直接擠壓液相的pH值（約4.5），仍處于水解反應所需的合適pH 值范圍內，前者w（TS）（9.84%～10.43%，平均值為10.21%）略低于后者（9.89%～11.33%，平均值為10.61%），前者w（VS）/w（TS）（82.14%～82.95%，平均值為82.66%）略低于后者（82.89%～84.09%，平均值為83.54%），可見短程水解過程伴有一定的酸化作用， 所以表現為前者的pH 值下降，這與LU F 等[12]的研究結果相似，即停留1 d 后酸化效果小幅提升，停留2 d 后酸化效果明顯提升。 同時部分固相經水解轉變為可溶性物質進入液相， 由于在水解過程水分轉化進入液相的比例更高，因此表現為后者的w（TS）及w（VS）/w（TS）小幅下降；③短程水解后擠壓液相的COD 質量濃度（約118 000 mg/L）低于直接擠壓液相的COD質量濃度（約125 000 mg/L），由于液相COD 濃度和液相的w（TS）與w（VS）/w（TS）的乘積正相關，因此同樣表現為前者COD 濃度下降；④短程水解后擠壓液相VFA 的質量濃度（約17 800 mg/L）高于直接擠壓液相VFA 的質量濃度（約16800mg/L），短程水解后液相VAF 濃度升高，也說明了短程水解過程伴有一定的酸化作用， 部分可溶性有機質轉化為揮發性脂肪酸，但1 d 的水解時間表現出的酸化效率較低；⑤短程水解后有機質轉化率（11.54% ～ 15.22%，平均值為13.29%）明顯高于直接擠壓（19.65% ～ 24.85%，平均值為22.41%）。 試樣直接擠壓和短程水解后擠壓的有機質轉化率均隨著設備工作壓力的增加而提高，該趨勢說明隨著擠壓工作壓力的提高將有更多溶出的有機質隨著水分一并轉入液相，所以有機質轉化率相應提高。 此外，垃圾經短程水解后有機質轉化率相比直接擠壓提升了9.12%，提升比例接近70%。

5 結論

（1）廚余垃圾直接擠壓的減量化率區間為30.48%～35.77%，經過短程水解處理后，其減量化率可提升至55.12%，可達到水解在最優條件下70%以上的減量化效果。

（2）廚余垃圾直接擠壓的有機質轉化率區間為11.54%～15.22%，經過短程水解處理后，有機質轉化率可提升至19.65%～24.85%，同樣可實現水解在最優條件下約70%的有機質轉化水平。

（3）短程水解后固相仍含有一部分有機質，可因地制宜用取堆肥或干化的方式進一步資源化利用。

（4）因短程水解與常規水解（最優反應條件）相比，停留時間縮短至1d，降幅達50%，故可縮減預處理系統40%～50%的設備配置， 同時取消厭氧回流液可減少厭氧系統的出水回流， 由此厭氧系統的規?？蓽p小30%～50%。根據估算，廚余垃圾處理項目整體投資費用（包含土地、土建及設備等方面）可節省40%～45%。

綜上， ①針對縣域分類廚余垃圾使用短程水解的預處理工藝基本可行， 其主要工藝指標達到了水解工藝在最優條件下70%的效果；②該工藝流程具有簡短、占地小、投資低、運行成本低等優勢，較好地解決了縣域地區目前項目選址困難、 投資經費緊張的問題， 對快速推動縣域分類廚余垃圾終端處理設施的建設起到了積極作用。因此，短程水解預處理工藝可在縣域分類廚余垃圾處理項目中進行推廣應用。