范鑫祺，陳 睿，李琬婷，詹亞斌，孫寶茹，魏雨泉，李 季*

(1.中國農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院，北京 100193；2.中國農(nóng)業(yè)大學有機循環(huán)研究院(蘇州)，蘇州 215100)

餐廚垃圾是中國主要的城市有機廢棄物之一，隨著人民生活水平的日益提高，中國餐廚垃圾產(chǎn)生量呈現(xiàn)快速上升趨勢，年產(chǎn)生量達1億t[1]。餐廚垃圾中含有豐富的有機物質(zhì)、易腐敗變質(zhì)且存在大量病原菌，需要通過減量化、無害化、資源化處理以減少環(huán)境污染和資源浪費。但由于餐廚垃圾具有水分高、熱值低等特點[2]，采用傳統(tǒng)填埋、焚燒處理餐廚垃圾成本較高，而直接采用厭氧發(fā)酵和好氧堆肥等生物發(fā)酵處理存在周期長、脫水效率低等問題，因此，亟需探尋一種快速有效的餐廚垃圾快速減量化、穩(wěn)定化處理技術(shù)。

生物干化技術(shù)是一種極具潛力的針對高濕有機垃圾預處理方法，具有耗能低、投資少、周期短、占用面積小等優(yōu)點，是一種零滲濾液、零二次污染的清潔技術(shù)[3]，近年來，生物干化技術(shù)逐漸成為中外學者研究熱點[4]。然而在實際應用中，傳統(tǒng)生物干化方法脫水減容的效率偏低，這主要是因為傳統(tǒng)生物干化過于依賴于微生物活性，而微生物來源廣泛，對可降解底物有一定適應性和選擇性，且對有機物利用效率不穩(wěn)定，易受復雜環(huán)境因子影響。在干化過程中，當生物活性下降時，特別是在生物干化后期，常常無法自行恢復，影響最終干化效果[5]。影響生物干化過程的主要因素有：通風量[6]、通風方式[7]、輔料種類[8]、干化階段[9]、回料[10]、外輔熱[11-12]等。輔熱模式是限制生物干化技術(shù)應用的關(guān)鍵因素，而基于熱輔助的生物干化技術(shù)理論上可以提升微生物活性，強化生物代謝產(chǎn)熱，提高干化過程的能量利用效率和水分蒸發(fā)能力，但過高溫度往往會限制微生物活性且能耗較高。因此，如何實現(xiàn)快速脫水和減少輔熱能耗的耦合是外加熱源生物干化技術(shù)的難點。

基于生物干化過程微生物代謝特征及物料溫度變化進程，提出了跟隨輔熱、連續(xù)50 ℃輔熱、階段50 ℃輔熱等加熱策略，探究不同輔熱策略下餐廚垃圾生物干化過程中的溫度、含水率、有機質(zhì)、堆體質(zhì)量等指標變化,評估不同輔熱策略對系統(tǒng)能耗和脫水效率的影響，為生物干化技術(shù)工藝參數(shù)優(yōu)化提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗中采用的餐廚垃圾由蘇州某中學食堂提供，鋸末由韓博廚房電器科技有限公司生產(chǎn)提供，鋸末作為輔料與餐廚垃圾聯(lián)合生物干化，既調(diào)節(jié)了混合物料的孔隙度和含水率，又提供了碳源，本實驗中將餐廚垃圾和鋸末以濕重比7∶1混合配制，物料實驗材料的基本性質(zhì)如表1所示。由表1可知，餐廚原料、鋸末的含水率(moisture content,MC)分別為77.33%和12.36%，混合后含水率約為69.20%；揮發(fā)性固體(volatile solid,VS)含量分別為83.86%和99.61%，混合后約為90.02%，屬于含水量高、有機物含量高的有機廢棄物，本實驗中的餐廚垃圾與鋸末經(jīng)破碎機切割成直徑≤2 cm后混合均勻進行實驗。

表1 實驗材料基本性質(zhì)Table 1 Basic properties of test materials

1.2 實驗設備

本實驗使用的生物干化裝置主要由中心反應器、溫度系統(tǒng)、通風系統(tǒng)構(gòu)成，如圖1所示。中心反應器為圓柱狀聚氯乙烯材質(zhì)，總?cè)莘e為55 L。外層包裹30 mm厚的聚氨酯用于隔熱和減少熱量的損失，溫度控制系統(tǒng)由底部功率為360 W的輔熱裝置組成，可通過控制中心設置輔熱溫度和時間；通氣系統(tǒng)由鼓風機、流量計和多孔板組成，上方設置一個多孔板使流量均勻流入，多孔板下通過外接鼓風機和流量計，通過控制中心調(diào)控曝氣量向反應器泵入空氣。反應器側(cè)面設有2個取樣口，底部設置滲濾液收集口，反應器的頂部裝入吸水綿，避免蒸發(fā)后水分凝結(jié)回落[13]。

圖1 實驗裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of experimental device

本實驗在密閉的實驗裝置中進行。輔熱方式設置為兩種：連續(xù)輔熱和跟隨輔熱，通過控制系統(tǒng)手動調(diào)節(jié)輔熱裝置的溫度和時間，其中連續(xù)輔熱是裝置持續(xù)50 ℃外加熱源直至干化結(jié)束；跟隨輔熱基于基質(zhì)溫度，在堆肥的初期和末期堆體溫度低于50 ℃時，外加熱源輔以略低于基質(zhì)的溫度供熱，在堆體基質(zhì)達到50 ℃時保持50 ℃外源恒定供熱。

1.3 處理設置

本實驗生物干化周期設計為15 d，輔熱方式設置為兩種，分別為跟隨輔熱和連續(xù)輔熱，平均通風速率設置為0.5 L/kg DM/min，實驗共計4個處理，分別記為T1、T2、T3、對照組(T-CK)，其中詳細信息如表2所示。

表2 試驗處理設計表Table 2 Design of test processing

1.4 采樣及分析方法

堆體溫度使用數(shù)顯溫度計記錄。在生物干化的第0、3、6、9、12、15 d多點取樣，其中一份鮮樣保存在4 ℃冰箱，用于pH、電導率(electrical conductivity,EC)、種子發(fā)芽指數(shù)(germination index,GI)、含水率的測定。另一份自然風干，用于總碳(total carbon,TC)、總氮(total nitrogen,TN)、揮發(fā)性固體的測定，含水率和揮發(fā)性固體含量分別通過105 ℃烘箱和550 ℃馬弗爐進行測定。pH、EC用去離子水和鮮樣以液固比10∶1(體積質(zhì)量比)混合，25 ℃、150 r/min往復震蕩30 min，靜置過濾取上清液經(jīng)過pH計(PHS-3C)和電導率儀(DDS-307A)測定，參考《有機肥料》(NY 525—2012)。TN、TC采用元素分析儀測定[14]。GI測定采用黃瓜種子發(fā)芽計算而來[15]。本實驗采用單位水分去除能耗E來評估生物干化的脫水能耗，其計算公式為

(1)

式(1)中：Q為整個生物干化過程的累計耗電量，kW·h；m為累計去除水分質(zhì)量，kg。

2 結(jié)果

2.1 溫度

不同處理的溫度變化如圖2所示，各處理組的溫度變化可分為升溫、高溫和降溫3個階段，在翻堆后均出現(xiàn)溫度的短暫峰值。對照組T-CK溫度在第3天達至峰值65.5 ℃，隨后溫度呈下降趨勢，從第8天開始溫度低于50 ℃；處理T1共累計6 d溫度超過60 ℃，在第4天溫度達至峰值70.6 ℃，隨后開始降低，在第12天溫度開始低于50 ℃；處理T2共累計2天溫度超過60 ℃，在第4天溫度達至峰值60.4 ℃，前期溫度上升速度最快，在第1天就達到50 ℃但高溫期的峰值低且持續(xù)時間短；處理T3的溫度趨勢變化和處理T-CK相似但高溫期更長且峰值更高，在第5天達至峰值68.1 ℃，并在隨后的降溫期間保持在45～50 ℃。

圖2 溫度隨時間的變化Fig.2 Changes in temperature with time

本研究進一步通過溫度綜合指數(shù)(TI)來評估各處理間的溫度差異[16]，TI為堆體溫度和環(huán)境溫度之間的累積差值，其計算公式為

(2)

式(2)中：twi為堆體在第i天的平均溫度，℃；tei為第i天環(huán)境的平均溫度，℃。

如表3所示，在整個生物干化過程中處理T1的溫度綜合指數(shù)最高，達到639.8 ℃，其次為處理T2和T3，分別為632.9 ℃和621.8 ℃，最低的是處理T-CK,為450.1 ℃，3種輔熱處理(T1、T2、T3)的TI值分別比對照組相對提高了42.15%、40.61%和38.15%，表明輔熱條件能夠顯著促進堆體升溫，其中高溫期3～9 d的TI值貢獻率最高，表明生物干化過程中的放熱和積溫主要集中在高溫期間。在0～3 d，處理T2的TI值最高，這可能是過高的外界輔熱促使堆體提前升溫，使堆體溫度遠高于外界環(huán)境溫度，在3～9 d，處理T1的TI值較高，達到 314.6 ℃，其次是處理T3和T2，最低的是處理 T-CK，這表明前期適宜的輔熱策略能夠促進堆體在高溫期的放熱能力；在9～15 d，處理T3和T2的TI值較高，可能是其他處理的降溫期間溫度下降較快，而處理T2、T3的外源高溫輔熱持續(xù)為堆體提供大量熱量。

表3 各處理的溫度綜合指數(shù)TITable 3 Temperature integration index TI of each treatment

2.2 GI

堆肥水浸提液對植物種子的毒性試驗是檢驗堆肥腐熟度最有效、最精確的方法[17]。Neyla等[18]認為產(chǎn)品的GI>50%時達到無毒害標準，GI>80%時達到腐熟標準。不同輔熱處理下種子發(fā)芽率的變化情況如圖3所示，在15 d的生物干化過程中，GI值整體呈現(xiàn)上升的趨勢，前期的GI值提升較小，這是因為生物干化前期產(chǎn)生小分子有機酸和鹽基離子所致[17]，在干化的高溫期，大量含氮氣體的揮發(fā)降低了堆體內(nèi)的鹽基離子濃度，有機質(zhì)降解速率加快，GI值呈現(xiàn)顯著提高。經(jīng)過15 d的生物干化，處理T1、T2、T3、T-CK的GI值分別達到：92.5%、76.13%、85.97%、88.77%，均已達到無毒害標準，但T2的GI<80%，未達到腐熟標準。

圖3 GI隨時間的變化Fig.3 Changes in seed germination rate with time

2.3 含水率和有機質(zhì)含量

生物干化過程的水分流失主要包括水分的蒸發(fā)和滲濾液的流失，但以滲濾液的形式去除的水分較少，大部分是靠對流蒸發(fā)帶出[19],且本次實驗未見有滲濾液流出。

如圖4(a)所示，各處理的含水率整體均呈現(xiàn)下降的趨勢。在整個生物干化過程中，T1、T2、T3、T-CK的最終含水率分別為41.58%、38.01%、42.77%、60.90%，水分去除率分別達到78.42%、80.33%、77.86%、51.84%，三組輔熱處理的水分去除率和T-CK之間差異均顯著(P<0.01)，這說明外源輔熱能夠提高堆體的對流蒸發(fā)能力，顯著去除水分。水分去除率和溫度綜合指數(shù)TI呈顯著正相關(guān)關(guān)系(r=0.967，P<0.01)，這說明溫度的升高顯著提高了水分的飽和蒸汽壓，增加了堆體單位空氣的水分去除能力。在0～3 d內(nèi)各處理的含水率下降緩慢，甚至出現(xiàn)上升，這主要是0～3 d堆體處于升溫期，前期微生物活動產(chǎn)生大量代謝水，導致堆體含水率下降緩慢，T2的含水率在前期下降快速，在后期卻減緩，這可能跟前期過高的外源溫度影響了微生物的活性有關(guān)[12]。

圖4 含水率、VS隨時間的變化Fig.4 Changes in moisture content and volatile solid content with time

VS的變化反映出物料中有機質(zhì)含量的變化，如圖4(b)所示：各處理的VS含量初始值為90.02%，經(jīng)過15 d的生物干化，各處理的VS含量降到77.01%～81.83%，處理T1的VS降解率最高，達到40.76%，說明跟隨輔熱條件可以促進有機物質(zhì)的分解，加速物料的降解速率。處理T2的VS降解率最低，達到33.39%，說明前期過高外源輔熱會減緩有機質(zhì)的降解速率，使得水分更多是通過物理方式去除。相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)，VS降解率和TI值呈顯著正相關(guān)(r=0.956，P<0.01)，說明高溫促進了有機質(zhì)的降解，加快了堆體內(nèi)可降解物質(zhì)的分解，使得堆體進一步升溫。

2.4 質(zhì)量損失

在整個生物干化的進程中，物料的減重大致分為兩個方向，一是水分的蒸發(fā)和有機質(zhì)的降解，二是滲濾液的損失[20]，本次實驗滲濾液的產(chǎn)生量小，可忽略不計，因此物料的減重是由水分損失和有機質(zhì)的降解所引起的。

如圖5(a)所示，隨著時間的增加，各處理的有機質(zhì)降解率和水分去除率逐漸增大，物料的減重率也隨之增加，水分損失對物料的減重貢獻率高于有機質(zhì)的降解，到15 d生物干化結(jié)束時，處理T1、T2、T3的減重率差異較小，但都明顯高于對照組T-CK，其中處理T1、T2、T3的有機質(zhì)降解率分別為40.76%、33.39%、40.52%、對照組T-CK的降解率為28.80%，證明外源輔熱可以促進有機物的降解，T2的有機質(zhì)降解率低于T1和T3，說明連續(xù)輔熱條件的有機質(zhì)的消耗量更少；處理T1、T2、T3的水分去除率分別為78.42%、80.33%、77.86%，顯著高于對照組T-CK的45.71%(P<0.01)，證明外源輔熱可以提高單位體積空氣攜帶水蒸氣的能力，增加生物干化過程的脫水性能。

圖5 減重率、有機物降解脫水能力隨時間變化Fig.5 Changes in weight loss rate and organic matter degradation and dehydration capacity with time

為了更直觀表示有機物降解和水分去除效果之間的關(guān)系，研究了4個處理在整個生物干化過程中的單位質(zhì)量有機質(zhì)消耗量對應的脫水質(zhì)量，如圖5(b)所示，隨著生物干化的進行，各處理的有機物降解脫水能力整體呈現(xiàn)先增加后降低，最后趨于平緩，這是因為生物干化的前期的微生物的活動平緩[21]，物料的游離水的含量較高，水分大多是通過蒸發(fā)對流的形式去除[16,20]，隨著生物干化的進行，堆體的溫度逐漸上升，生物干化過渡到高溫階段，嗜熱微生物逐漸取代嗜溫微生物[22]，微生物活動加劇[23]，有機質(zhì)降解速率加快[24]，單位有機物降解脫水能力也隨之提高，到了生物干化的后期，物料中的游離水逐漸被去除，微生物活動趨于平緩，溫度開始降低，有機質(zhì)降解速率降低，此時胞內(nèi)水開始減少，但水分去除的總量下降[20]，單位有機物降解脫水能力略有降低，經(jīng)過15 d的生物干化，處理T2的有機物降解脫水能力最高，每降解1 kg的有機質(zhì)可以去除6.10 kg的水，是對照組T-CK的1.52倍。處理T1和T3的有機物降解脫水能力相近，分別達到4.88 kg/kg和4.87 kg/kg。

2.5 單位水分去質(zhì)能耗

如表4所示，處理T1、T2、T3的脫去水分質(zhì)量分別為：5.45、5.58、5.42、3.18 kg，相當于去除了初始物料水分(濕基計)的78.42%、80.33%、77.86%、45.70%，處理T2的水分去除率和去除水分質(zhì)量達到80.33%和5.58 kg，但耗電量最高，達到11.65 kW·h，因此單位水分去質(zhì)能耗最高，處理T1的水分去除率略低于處理T2，達到78.42%，且跟T2之間無顯著差異(P=0.214)，但處理T1的耗電量較低，是T2耗電量的75.11%，因此單位水分去質(zhì)能耗最低，節(jié)能效果最好。

表4 不同處理下的單位水分去質(zhì)能耗Table 4 Energy consumption per unit water under different treatment

3 討論

餐廚垃圾生物干化產(chǎn)物具有較低的燃點，良好的燃燒特性和熱值，可以用來制備廢棄物衍生燃料[25]，具有良好的應用前景，同時產(chǎn)物燃燒的灰分重金屬含量低，含有豐富的磷元素和堿土金屬，可以將其用作園林綠化，實現(xiàn)剩余灰分的資源化利用[6]，并且生物干化的產(chǎn)物可輔以焚燒、好氧堆肥、熱干化等后續(xù)處理工藝，運輸和處理成本都有望降低[25]。帶有熱輔助功能的生物干化過程，強化了快速升溫、快速脫水的工藝特點，實現(xiàn)了物理和生物作用的協(xié)同強化，既有生物干化低能耗的優(yōu)勢又有熱干化快速高效的特點，使其干化效能顯著優(yōu)于現(xiàn)有生物干化工藝，相較于傳統(tǒng)生物干化產(chǎn)物含水率降低，熱值顯著提高，具有較高的能量回收價值[26]。

輔熱生物干化過程中的水分去除主要通過生物降解蒸發(fā)水分和外界曝氣、輔熱等物理方式對流蒸發(fā)排除水汽[27]。兩者都是通過影響水分的飽和蒸汽壓，提高堆體單位體積攜帶水蒸氣的能力進而排出水分，飽和蒸汽壓和溫度密切相關(guān)[28]，但是對比處理T2和T3，可以看出前期過高的外界輔熱會影響微生物的活性，不利于有機質(zhì)的降解和堆體的升溫與產(chǎn)品腐熟，使得生物干化過程減弱、熱干化過程增強，物料中的有機質(zhì)降解過程被弱化。本實驗中連續(xù)加熱處理(T2)脫水效果最好，但跟其他輔熱處理之間的脫水能力無顯著差異且耗電量高，考慮成本問題在實際生產(chǎn)中不推薦連續(xù)輔熱的方式處理廢棄物。跟隨輔熱處理(T1)下的減容減重、無害化效果較好，單位水分去質(zhì)能耗達到1.79 kW·h/kg，在處理組中耗能最低。今后進一步提升輔熱生物干化能效應關(guān)注輔熱方式、熱源類型與布置、曝氣、初始C/N等工藝參數(shù)，強化微生物活性分解有機質(zhì)產(chǎn)生熱量，在高效脫水的前提下減少輔熱能耗[1]，降低處理成本。

4 結(jié)論

(1)3種外源輔熱策略均能顯著影響生物干化的效果，增加堆體單位體積攜帶水蒸氣的能力，提高水分去除效率和有機質(zhì)降解脫水能力。

(2)跟隨輔熱處理(T1)的溫度綜合指數(shù)最高，物料減重率和堆體腐熟度最高、能耗最低，且脫水效果與連續(xù)輔熱處理無顯著差異，有助于堆體維持高溫、物料的減重和產(chǎn)品的腐熟，適用于后續(xù)的資源化利用。

(3)連續(xù)輔熱處理(T2)的脫水效果最好，有機物降解脫水能力最高，適用于后續(xù)的焚燒處理，但是堆體經(jīng)過15 d的生物干化，物料的有機質(zhì)降解不完全，未達至腐熟標準，若需要后續(xù)的資源化利用，則需要延長干化時間或堆肥處理進一步腐熟。

(4)在生物干化的前期直接進行50 ℃高溫輔助加熱，會縮短堆體高溫期的持續(xù)時間并降低產(chǎn)品腐熟度。