餐厨垃圾处理现状及其热解技术研究进展

姚丽铭，王亚琢，范洪刚，顾菁，袁浩然，陈勇

（1 华南农业大学生物质工程研究院，广东 广州 510642；2 中国科学院广州能源研究所，广东 广州 510640；3 广东省新能源和可再生能源研究开发与应用重点实验室，广东 广州 510640）

随着我国经济的高速发展和人民生活品质的快速提高，食物供应越发充足和丰富，随之产生了大量餐厨垃圾。据统计，美国、日本和韩国等发达国家，每年丢弃624 万～3500 万吨餐厨垃圾，泰国、越南和马来西亚等发展中国家每年产生440万～712万吨餐厨垃圾；中国餐厨垃圾年产生量巨大，约19500 万吨[1]。餐厨垃圾是指酒店、饭馆、企事业机关饭堂等产生的餐饮垃圾，以及居民日常生活产生剩菜剩饭等厨余垃圾，其主要成分包括大米和面粉类食物残余、蔬菜、动植物油脂、鱼、肉骨等。受饮食习惯、城市经济水平等因素的影响，不同地区餐厨垃圾的成分比例具有较大的差异性，例如川湘地区餐厨垃圾中花椒、辣椒皮等含量较高，而粤闽地区餐厨垃圾中糖分含量较高[2]。从化学组成上看，餐厨垃圾含有大量有机物，如淀粉、纤维素、蛋白质和脂类等，且具有较高的含水量，极易腐蚀、变质并滋生病原微生物[3]，造成严重的环境污染，腐烂产生臭气、病原体等也将危害人类健康[4]，因此，亟需对餐厨垃圾进行有效处理。

经过多年的技术发展，国内外已开发了多种餐厨垃圾处理技术。根据我国绿色环保的要求，餐厨垃圾处理有三大原则：无害化、减量化和资源化。在保证处理过程无害化的基础上提高减量化和资源化的效果[5]。我国在餐厨垃圾处理的技术研究起步较晚，虽多种处理技术已实现工业应用，但无法完全满足无害化、减量化和资源化的环保要求。因此，亟需开发适合我国国情和环保要求的餐厨垃圾处理技术，解决我国餐厨垃圾环境污染问题，助力“双碳”目标实现。本文首先介绍餐厨垃圾主要处理技术的发展现状和趋势，重点评述了餐厨垃圾热解处理的技术优势，提出未来发展趋势和应用前景，为我国餐厨垃圾无害化、减量化和资源化处理提供参考。

1 国内外餐厨垃圾处理技术

目前，餐厨垃圾处理技术主要包括焚烧、卫生填埋、好氧堆肥、厌氧发酵和热解等。因餐厨垃圾含水率高、组成复杂，直接处理效率低、成本高，常对餐厨垃圾进行预处理，以提高效率、降低成本。

1.1 垃圾预处理

生活垃圾中包含干垃圾和湿垃圾，其中干垃圾体积大、质量轻、含水率低，具有较高的热值，而湿垃圾绝大部分为餐厨垃圾，质量重、含水率高，直接处理效率低、成本高，需要进行预处理[6]。预处理主要作用是将后续核心处理所需要的有效成分分离出来[7]。根据相关规定，我国餐厨垃圾处理技术可概括为“预处理+无害化处理+资源化利用”[8]。其中，预处理的核心工艺包括破碎（防止后续工艺的设备堵塞）、分拣（除去非有机质）、固液分离（将油、水与固体分开，降低含水量并提高油的回收率）、粉碎（根据产品的需求，粉碎程度不同）[9]。

1.1.1 破碎分选

破碎分选主要是对餐厨垃圾初次分选及减小粒径。通过人工分选、弹跳分选、滚筒分选、风选、红外分选等技术[10]将骨头、塑料、玻璃瓶等大粒径物质初次分选出来。常规原料破碎方式有锤击式、挤压式和剪切式。锤击式是对混合物料进行打散和冲压式破碎；挤压式是利用辊筒等对物料进行挤压破碎和研磨；剪切式是利用旋转的刀组进行剪切破碎[11]。破碎分选流程通常是利用单种或多种破碎方式组合，将餐厨垃圾中大尺寸杂物进行破碎，减小粒径。

1.1.2 固液分离

固液分离是将餐厨垃圾中的固相、水相和油相进行分离。一般流程如下：将破碎后的餐厨垃圾送入螺旋挤压装置，进行初步固液分离，产生的废液流入储存罐暂存，固体进入压板抽滤装置进行二次固液分离。二次固液分离产生的废液和固体同初次固液分离一样，流入对应储存罐暂存，得到固相和水油混合的液相。液相分离是将废液储存罐与离心分离装置相连，废液间歇性地进入离心分离装置进行离心，离心后的废液排入油水分离罐静置，待油水分层后通过油水分离罐下端带有的自动黏度计进行判别，最后分别通过三通阀排至废水罐与废油罐，得到水相和油相。

1.1.3 固渣处理

固渣的后续处理方式一般包括填埋、热处理（焚烧、热解）和生物处理等。其中生物处理方法分为好氧堆肥、厌氧发酵、饲料化等，此类技术受含砂率、含水量、pH 等多种因素影响，且对底物基本要求较高，因此需要对固渣进行预处理。预处理方式可分为物理预处理、化学预处理和生物预处理等。其中物理预处理有机械处理（超声波、高压和裂解）、热处理（湿热处理、干热处理）等。化学预处理有碱处理、酸处理、臭氧处理等。生物预处理有生物干化技术、生物淋滤等。

1.1.4 油脂回收

经过三相分离后得到的粗油脂，化学性质不稳定，贮藏时间较长容易产生酸败现象[12]。粗油脂的回收，可在80～85℃下加热，后使用离心机分离，能得到纯度达98%以上的毛油[13]，也可通过脱胶、脱酸、脱色、脱臭工艺技术，实现精炼油脂油品提升[14]。毛油可以作为工业级混合油进行外售[15]及制备生物柴油、生物航空燃料[16]。此外，粗油脂可经脱水、过滤、脱色、皂化、盐析、水洗及干燥定型制得肥皂[17]。

综上，我国垃圾未达到精细化分类，餐厨垃圾预处理质量不高，存在玻璃碎片、塑料薄膜等小尺寸物质掺杂不满足后续厌氧发酵进料要求等问题，但随着垃圾分类的推广和落实，餐厨垃圾中玻璃碎片、塑料等混杂物减少且化学性质更稳定，预处理质量将逐步提升，进而提升后续餐厨垃圾处理效果。目前，我国餐厨垃圾处理技术有卫生填埋、焚烧、好氧堆肥、厌氧发酵和热解等。

1.2 垃圾处理

1.2.1 卫生填埋

餐厨垃圾进行卫生填埋处理是指未分选或分选不完全的餐厨垃圾与其他生活垃圾共同进入垃圾填埋场进行填埋[18]。餐厨垃圾在实现单独收运前，多混合于生活垃圾中，并未进行有效分离，常通过卫生填埋处理，具有成本低、操作简单等优点。然而，垃圾填埋场是一个不稳定的环境，一些害虫在适应垃圾填埋厂的动态环境后，将随着生物链给人类健康带来危害[19]。同时，卫生填埋场需要占用大量的土地资源以及填埋后期产生的渗滤液，对土壤造成不可逆转的二次污染，且填埋过程中释放的甲烷和二氧化碳等气体副产品[20]具有加剧全球变暖的风险。

据联合国粮食及农业组织FAO （Food and Agricultural Organization）统计，全世界每年被浪费的食物总量约为13亿吨，其中45%～80%被丢弃在垃圾填埋场[21]。欧美等发达国家在20 年前就已逐步禁止将餐厨垃圾进行卫生填埋处理。欧盟在1999 年要求其成员国在未来五年内将进入填埋场的垃圾量降低至1995 年的75%，且要求最终进入填埋场的垃圾有机物含量控制在5%以内[22]。目前，欧盟国家已经禁止卫生填埋处理餐厨垃圾[23]。从1997 年起，韩国对餐厨垃圾管理政策为减少垃圾量，并从源头分类收集，扩大回收效率。在短时间内，随着回收利用率迅速增加，填埋量急剧减少。至2005 年已禁止餐厨垃圾直接在垃圾填埋场处置[24]。

在我国地方实施并落实餐厨垃圾单独收运前，未经过分选或分选不完全的餐厨垃圾常常与其他城市生活垃圾共同进入填埋场。根据国家统计局统计[25]，截止到2020 年，我国生活垃圾卫生填埋无害化处理厂有644座，占全国无害化处理厂总数的50%，卫生填埋无害化处理能力337848t/d。

因此，根据我国对餐厨垃圾处理的要求，卫生填埋已无法满足无害化和资源化的处理要求。随着垃圾分类的落实，餐厨垃圾从生活垃圾中单独收运后进行专项处理，不再随着生活垃圾进入填埋场。

1.2.2 焚烧

焚烧是指餐厨垃圾中的可燃组分在800～1000℃的高温下燃烧，释放出热量、高温燃气以及残渣的过程[26]。焚烧具有占地面积小、减量化效果好、处理速度快等优点，同时焚烧产生的热量可进行余热回收，实现能源化利用。早期焚烧处理厂工艺设备简单，处理过程易产生具有污染性的飞灰和一些有毒化合物（如二噁英），直至20世纪70年代烟气处理系统的研发与发展，焚烧技术开始逐渐发展推广，成为生活垃圾、餐厨垃圾最主要的处理方式。日本是世界上垃圾焚烧厂最多的国家，2017年共有各类垃圾焚烧设施1103 座，合计处理能力为1.8×105t/d，其中34%的垃圾焚烧厂都配备垃圾发电设施，年发电量8.2×109kWh[27]；截至2018 年美国建有74 座焚烧厂，日处理量近8.62×104t/d[28]；欧洲2019年垃圾焚烧厂现存量达到500座，年处理能力2.75×105t/d。国外典型的垃圾焚烧厂如新加坡大士南垃圾焚烧厂，日处理能力3万吨；被称作全球最美焚烧厂的丹麦能源之塔，年处理能力35 万吨，能源利用率达95%，可为家庭供电供暖[29]。我国垃圾焚烧技术于20 世纪80 年代引进，并进入快速发展时期。早期餐厨垃圾未单独收运，主要是混在生活垃圾中共同焚烧，截至2020 年，我国有1287 座生活垃圾无害化处理厂，其中焚烧厂463座，占比35.97%，是我国生活垃圾主要的处理方式。但与欧美等发达国家相比，我国垃圾焚烧技术研究起步较晚，尚存在多方面的问题：①垃圾焚烧技术不完善，核心技术与装备需由国外引进，成本过高；②焚烧过程中产生的飞灰、二噁英等有害物质实时监测技术与处理手段匮乏；③我国垃圾未能是实现较好的分类回收，不可燃组分较多，焚烧处理效益低。

总的来说，焚烧通过高温能大量减少餐厨垃圾数量及体积，具有良好的减量化效果，但仍存在污染物控制水平不足、资源化效率较低等问题。另一方面，国家“双碳”政策也对垃圾焚烧提出了更高的要求，焚烧技术水平有待进一步提升。

1.2.3 好氧堆肥

好氧堆肥是指在有氧条件下，利用微生物对垃圾中有机质进行生物降解，最终形成稳定高肥力腐殖质的过程[30]。餐厨垃圾经固液分离后的固体部分富含有机质、腐殖质、微量营养物质、多种氨基酸、酶类和有益微生物，符合好氧堆肥处理工艺的条件[31]。处理过程中主要依靠餐厨垃圾中的细菌、放线菌和真菌，并添加好氧堆肥菌剂，使得有机物中可生物降解的物质逐渐转化为稳定的腐殖质[32]。好氧堆肥一般经历三个阶段：升温段、高温段和降温段[33]。好氧堆肥受含水量、粒径、环境温度、通风量等多种因素影响[34]，且具有周期长、效果不稳定、肥料质量较差，肥料质量较差主要是因为餐厨垃圾的高盐性，且肥料往往成堆储存或掩埋而不是被利用[35]，回收利用率低。

自1994 年至今，美国主要通过好氧堆肥方式进行餐厨垃圾的资源化处理，该方式也是欧洲处理城市有机固废的主要方式[23]。日本在2000 年就规定要回收循环利用餐厨垃圾，进行堆肥处理，2001年规定再生饲料和肥料的质量标准，2003 年制定了相关完善的法律法规[36]。截至2015 年，韩国每天产生的食物垃圾中，有33.9%是通过堆肥处理，但只有6.49%被回收用于农场，回收率低[37]。我国的现代堆肥技术发展始于建国后，随着对堆肥设备的研发，堆肥技术在我国逐渐普及推广。但对堆肥技术研究还不够充分和完善，尚存在处理效率低、高投资、产品品质低等问题[38]。目前，国内共111座餐厨垃圾处理设备，其中有7座使用好氧堆肥技术，处理能力0.11t/d，能力占比5.2%[39]。

综上，好氧堆肥能够实现餐厨垃圾资源化利用，但回收利用率低，且好氧堆肥反应器在处理过程中存在异味、臭气且渗滤液难处理等问题[40]，无法满足无害化和减量化的要求。

1.2.4 厌氧发酵

厌氧发酵是通过厌氧微生物在无氧或缺氧的环境下对餐厨垃圾中的有机物进行降解的过程[41]。该过程一般包括水解、酸化、产乙酸和产甲烷四个阶段[42]。在降解餐厨垃圾过程中能产生沼气等可利用能源且可通过油脂回收处理系统收集餐厨垃圾中的粗油脂，粗油脂可作为产品对外销售[43]。此外，餐厨垃圾还可与其他生物质联合发酵，进一步改善发酵效果[44]。

目前，厌氧发酵作为一种资源利用技术在食品垃圾管理中得到推广，尤其是在中国[19]，从2014年至今，建设餐厨垃圾处理设施进程明显加快。截止2015 年，全国已建、在建、筹建关于餐厨垃圾处理厂共有118座，其中有80座是使用厌氧发酵技术[39]。与前面介绍的处理技术相比较，厌氧发酵技术在我国使用最广泛[45]。国外在餐厨垃圾厌氧发酵技术领域起步较早，20 世纪60 年代，德国已开始使用厌氧发酵技术处理餐厨垃圾，到90 年代厌氧技术开始大规模推广使用[46]。截止2006 年，欧洲有124 家厌氧消化厂，年总处理规模430 万吨，同时，目前欧洲大约3%的可生物降解固废采用厌氧处理[23]。

厌氧发酵工艺复杂，受温度、pH、底物性质、有机负荷、原料、含固量等多种因素的影响[47]。研究表明，餐厨垃圾中只有15%～40%的有机化合物可用于沼气生产[48]，且产生的沼气需要处理后再利用，综合利用限制条件多。此外，发酵过程中产生的沼渣沼液需要进一步处理才能达到排放标准[49]，无害化处理成本较高。

1.2.5 热解

餐厨垃圾热解是将有机餐厨垃圾在无氧或缺氧的条件下加热，餐厨垃圾中的有机物化合键在高温下发生断裂，生成气态和液态的小分子物质及固态残渣的过程[50]，得到热解油、可燃性气体、热解炭产物。餐厨垃圾含有大量水分，经干燥处理后，剩余65%～80%的餐厨垃圾是由有机物质组成，其中固定碳含量为8.7%～16.9%，这意味着它可通过热解处理转化为固体燃料回收能量[51]。餐厨垃圾经热解产生的热解气、生物炭及热解油皆可经处理后进行回收利用，极大程度上实现了资源化利用，且热解过程尘烟排放量较低，无有害气体产生，相较于焚烧处理，解决了无害化处理的难题。此外，热解过程可将餐厨垃圾中的碳固定在固态残渣中，可助力我国“双碳”目标的实现。

近些年，基于热解技术在减量化、无害化和资源化方面的优势，国内外皆开展了包括生活垃圾、餐厨垃圾、污泥等固废的热解处理技术研究，已开发了相应的热解处理设备。如德国汉堡大学Kaminsky[52]开发的流化床热解气化炉，热解温度区间为400～800oC，垃圾处理量可达到1t/h；广州市醇美环保科技有限公司[53]应用的立式旋转热解气化焚烧炉，通过自身的燃烧气进行供热，可实现连续处理，处理量为5t/h；加拿大Laval 大学开发的连续式进料真空移动床[54]与德国Kassel 大学开发的回转窑热解气化炉[55]等。目前，我国中小城市垃圾处理方式主要为焚烧和填埋，但受困投资运营成本、环境污染等因素，相应的处理设备及其处理规模皆有很大的局限性。热解工艺具有规模小、投资少、运营成本低等优势，能够广泛应用于中小城市及乡镇。因此，在国家致力于提高无害化处理能力的政策支持下，我国热解技术快速发展，已建成多项热解气化项目，如：东莞厚街垃圾处理厂，通过热解气化再燃烧技术处置生活垃圾，处理能力达到4×150t/d；河北霸州胜芳镇垃圾处理项目，应用旋转床热解技术，垃圾热解气用于发电，热解炭作为增值产品，处理能力为200t/d[56]。

综上，垃圾热解技术符合我国国情，适用于我国垃圾处置政策，具有非常广的应用前景。但餐厨垃圾热解技术仍然存在很大的提升空间。一方面，餐厨垃圾的含水率高，需要在热解前进行预干燥脱除大量的水分，且热解过程焦油产率过高，资源化利用困难，热解气产量和品质不高[57]。另一方面，餐厨垃圾热解技术的热解机理、条件等的研究不完全，从研究到试验性设备再到技术的工程化应用还需进一步研究与开发。

2 热解技术发展现状

热解技术能够实现餐厨垃圾的无害化、减量化和资源化处理，近年来受到了广泛的关注与研究，主要的研究领域包括餐厨垃圾的热解特性、热解方式和热解产物利用。

2.1 餐厨垃圾热解特性

餐厨垃圾成分复杂、组成多变，其热解过程是极其复杂的反应过程，热解条件是直接影响因素，如温度、升温速率和停留时间。不同的温度条件下，餐厨垃圾热解程度不同；根据升温速率的不同，热解过程可分为慢速热解和快速热解，三相产物产量和组成皆有较大差异；停留时间的差异同样影响产物的组成分布。因此，研究者针对餐厨垃圾热解特性开展了大量的实验研究。

黄博[57]选取餐厨垃圾分选出来的难降解生物质类、骨头类和塑料类组分作为原料，通过热重分析仪研究其热解过程。结果显示三种组分的主要失重区间均在200～500℃，其中难降解生物质类从160℃开始热解，在325℃和376℃达到失重峰值；骨头类组分包含三个失重峰，分别在341℃、475℃和718℃；塑料类的主要失重峰为475℃。Opatokun等[58]在四种热解温度下（300℃、400℃、500℃和700℃）研究餐厨垃圾的热解特性。发现热解产物中碳氢化合物和含氧化合物均随温度的升高而降低，而随着温度的升高，灰分和固定碳含量增加。Suriapparao 等[59]发现热解温度升高促进餐厨垃圾的热裂解，焦炭产率降低，气体产率增加，气体中CO2的产率降低，而CH4和H2的产率增加。

李文等[60]研究了停留时间对餐厨垃圾热解特性的影响，发现随着停留时间越长，固体产量降低，气体和液体产量增加，且在热解终温较低的情况下，停留时间越长对液体产物产率影响越大。

提高升温速率能够增加热解过程中挥发分的产率[61]，且高的加热速率，能避免形成不需要的焦炭[62]。低升温速率使得物料在高温区的反应时间短，高升温速率使物料在反应初期停留时间短，来不及进行充分的脱氢反应，就达到高温的环境条件，在高温停留时间增加，使得物料中的大量挥发物析出，高温下又促进二次裂解的进行，产气率增加[63]。黄云龙等[64]研究不同升温速率下（10～30℃/min）餐厨垃圾的热解过程，结果显示随着升温速率增加，焦油产生率从38.73%减小至29.21%，气体产物收率从29.41%增加至40.78%。Ming 等[65]研究猪肉和大米在不同加热速率下的热解特性，发现随着加热速率的增加，猪肉和大米的固相残留显著降低，二次焦化反应时间缩短。

2.2 热解方式

2.2.1 共热解共热解是将两种或两种以上原料混合后进行热解反应的过程[66]。不同物质间因化学组成、物质结构等不同在共热解过程中存在相互作用以及由相互作用产生的协同效应能有效地破坏化学键，对热解过程以及热解产物性质产生影响[67]。目前，研究者已开展了餐厨垃圾和木质纤维素、塑料、小球藻等物质的共热解研究。

沈超青[68]将餐厨垃圾分别与甘蔗叶、碎木共热解，发现共热解过程存在相互作用，能降低SO2气体排放，固硫作用明显，同时提高了热解气中H2的含量，利于加氢作用。Park等[69]以餐厨垃圾和树皮为原料进行共热解实验。研究发现，在不进行额外的热解系统改造情况下，共热解反应能够提高生物油的重量和质量，提升产物利用率。适当比例的餐厨垃圾和树皮共热解能形成相互促进的作用，增加氢气产量，为氢燃料的生产提供新的解决方案。此外，酚类化合物和多环芳烃衍生物的形成受到抑制。Nagy 等[70]研究以质量比为1∶2 的餐厨垃圾和栎树的混合样为原料进行共热解，发现随着温度升高，碳转化率增加，固体残渣减少，合成气增加。Chen等[71]研究餐厨垃圾和小球藻在CO2气氛下共热解，发现生物油产量降低，但生物油的热值和质量增大，原因是生物油中的羧酸减少、碳氢化合物增加。Tang等[72]进行了大豆蛋白和聚氯乙烯共热解实验。研究结果表明，两者之间的相互作用促进共热解反应、促进较重焦油组分形成并抑制含氮焦油（除吲哚-N外）组分形成。

基于上述研究进展，可以发现餐厨垃圾与生物质类原料共热解具有提升生物油质量与热值、增加H2产量、降低SO2等污染性气体排放等优势，能够为有效处置餐厨垃圾提供新途径。

2.2.2 催化热解

催化热解，即通过在热解过程中添加催化剂提升热解反应性能的过程，具有热解温度低、反应时间短、生物油产量高等优点[73]。Kim 等[74]在惰性气氛下，采用负载在活性炭上的Pt 催化剂进行餐厨垃圾热解。发现热解反应中，金属Pt 位点催化重分子（可凝结的碳氢化合物）裂解变成轻分子（不可冷凝的碳氢化合物），芳烃等化合物向CO、CO2、CH4等气体转变。Chaihad等[75]探究了生物质在高铝沸石类催化剂作用下的热解过程。结果表明，高铝沸石在生物油的含氧化合物转化为芳烃过程中具有高催化活性和选择性，能够提升生物油的产量和质量。

2.3 热解产物利用

2.3.1 生物炭

在较低的热解温度下，生物质热解得到一种富含碳的固体副产品——生物炭[76]。生物炭的产率受热解温度和加热速率共同影响，低加热速率和长停留时间更利于生物炭的生成，其表面形态和结构变化也受热解温度的影响[77]。生物炭表面富含羟基、酚羟基、羰基、羧基、亚甲基等官能团，且具有大表面积和丰富的孔隙结构，因此生物炭具有良好的吸附特性、亲水或疏水特性、对酸碱的缓冲能力以及离子交换特性[78]。

目前，生物炭的应用范围广泛，其有碳封存特性，使其被埋在地下几百至上千年都不会分解，将碳封存进土壤，可作为高品质能源[79]。此外生物炭还被广泛应用于土壤修复和污染物吸附领域。

（1）土壤修复

生物炭对土壤污染的修复是通过离子交换、络合作用、表面吸附等方式对土壤中重金属离子和有机物等进行吸附[80]，能降低污染物在土壤中的迁移能力和生物有效性[81]。因此，可作为土壤改良剂，改善土壤质量[82]。

夏桂敏等[83]将生物炭均匀混合后施入0～20cm土壤中。两年实验结果表明，施用生物炭能明显提高花生产量，提升花生植株干物质积累量和磷素积累量。李荭荭等[80]研究生物炭与硅酸钠复合施加到水稻盆栽，探究Pb在土壤-水稻系统各部位中的迁移和累积情况。结果表明，相较于对照组，生物炭与硅酸钠复合施加使Pb 含量显著降低71.0%～75.6%，土壤pH 下降，土壤的电导率和有机质含量增加，且弱酸下可降低Pb 的生物有效性，重金属更易与有机质形成络合物，因此，生物炭能减少土壤中的重金属含量且额外提供水稻生长所需的养分，显著提高水稻质量。

（2）污染物吸附

生物炭具有丰富的有机基团和孔隙结构，具备良好的吸附性能，可通过改性提高生物炭的吸附效率[84]。朱俊波等[85]研究废弃花生壳生物炭对单一溶液及混合溶液中铅镉离子的去除性能。发现生物炭对初始pH 为3.5～5 的铅镉溶液有优良的去除性能。刘建勋等[86]探究花生壳生物炭对亚甲基蓝的吸附性能，发现当亚甲基蓝浓度小于60mg/L 时，水体中的亚甲基蓝去除率可达90 %以上，且吸附速率较快。刘总堂等[87]研究小麦秸秆生物炭改性前后对水中四环素的吸附效率，结果表明改性后的秸秆生物炭对水中四环素的吸附容量显著增加，且重复使用5 次后吸附去除效率仅下降13.9%。活性炭吸附是处理渗滤液最有效的方法之一，基于此Shehzad等[88]提出，将餐厨垃圾热解获得焦炭，经过物理活化或化学活化加工转化成活性炭，可用于处理卫生填埋餐厨垃圾形成的渗滤液。此方法不仅可减轻餐厨垃圾卫生填埋所带来的污染问题，且提供了可再生活性炭的来源。

2.3.2 热解气

热解气是热解过程中产生的气态产物，主要成分包括CO、CO2、H2、CH4等[89]。热解气通常作为燃料进行二次利用，但一次热解气品质较低，利用率低等问题[90]。则要对热解气该产物进行利用，热解气中有效组分的浓度决定产品价值，但生产中作为废弃物时，热解气的成分和流量决定处理成本[91]。刘辉[92]将热解气通过生物法甲烷化技术转化为生物天然气，即利用热解气中H2、CO、CO2和CH4等气体在微生物的作用下使其转变为甲烷。发现在小通气量、大循环量的运行状态下，生物甲烷转化效果较好，其中H2和CO的转化率分别达到最高的87.7%和84.3%。

活化活性炭可通过添加化学剂或者活化气体实现[93]。李伟玉等[94]以热解气为活化剂制备活性炭，热解气中的CO2是典型活化气体，体积分数可达50%～60%。结果表明活化后的活性炭芳香化程度增强，孔结构更加发达，表面更加粗糙。活化过程是热解气在反应容器内循环流动，在提供热能的同时作为活化剂制备活性炭，充分利用热解气。

2.3.3 热解油

热解油是热解过程中产生的液相产物，其外观上是一种深褐色黏稠液体，有刺鼻烟熏味，具有黏稠度高、热稳定性较差、高腐蚀性、酸性强和热值低等特征[95]。因此热解油直接利用较为困难，通常对热解油再处理以获取高附加值产品[96]。生物质热解油可通过催化加氢、乳化、添加溶剂等方法提质，能降低含水量、黏度、酸性，增强与目前发动机燃烧系统的相容性[97]。热解油提质后广泛应用于燃料行业，也有应用到新领域，例如材料方面。

庄诗韵等[98]以松木热解油为原料，辅以催化剂，采用一步加氢催化方式制备生物航空燃料，发现在条件为温度404.25℃、空速1.42h-1、氢压10.24MPa 下，液体产物中C8～C16烷烃的选择性最高，为48.97%，得到的生物航空燃料一般会作为调和燃料使用[99]。生物质热解油中含有酚类约10%～40%，常苗苗[100]制备热解油模型化合物和苯酚以一定比例混合替代苯酚在酚醛树脂中的作用，探究对得到的热解油酚醛树脂的甲醛释放效果。发现随着热解油替代苯酚的比例由0增大到20%，随着热解油添加量增多，甲醛转化效率越高，甲醛释放量逐渐降低，当热解油替代苯酚比例为20%，甲醛释放量最低为0.297mg/L。

3 结语

针对餐厨垃圾的处理，国外经多年的技术发展，目前主要采用厌氧发酵和好氧堆肥处理技术，并禁止填埋处理，减少焚烧处理设施。我国餐厨垃圾处理技术发展较晚，早期餐厨垃圾与生活垃圾共混，以卫生填埋和焚烧处理为主。但在土地资源紧张和环境污染风险的双重压力下，我国正逐步减少卫生填埋和焚烧的处理规模，并通过垃圾分选手段将餐厨垃圾单独收运，经预处理后，采用厌氧发酵和好氧堆肥技术进行处理，目前已建立了近百座餐厨垃圾处理工厂。然而，根据我国绿色环保要求，厌氧发酵和好氧堆肥技术均难以满足餐厨垃圾处理的无害化、减量化和资源化原则。热解技术在无氧环境下能够将餐厨垃圾转化为可利用的热解气、热解炭和热解油，且热解过程无有害物质产生，满足我国餐厨垃圾的处理要求，是一种非常具有前景的餐厨垃圾处理技术。但目前该技术尚处于发展阶段，技术的工程化应用还需进一步研究与开发。

（1）餐厨垃圾成分复杂、组成多变，需进一步探究餐厨垃圾多元组分的热解特性，研发多源餐厨垃圾热解工艺。

（2）共热解与催化热解皆可提升餐厨垃圾热解效果，但仍需深入研究共热解及催化热解反应机制、协同作用机理和产物生成规律，探寻合适的共热解原料，开发廉价高效的催化剂。

（3）针对餐厨垃圾热解三相产物分别开发高效高质利用手段，如热解气催化制取合成气、化学改性生物炭提高污染物吸附效率、热解油高效催化制取化学品等，提高餐厨垃圾资源化利用品质。

（4）围绕餐厨垃圾热解反应过程，研究餐厨垃圾热解反应动力学及其传热传质特性，为热解反应器开发提供理论基础，加快推进理论实验向工业应用研究转化。