短程水解应用于县域分类厨余垃圾可行性的研究

王益栋

（维尔利环保科技集团股份有限公司， 江苏 常州 213125）

0 引言

厨余垃圾是家庭和饮食单位抛弃的剩饭剩菜及厨房余物的统称， 是人们在生活消费中产生的一类固体废物。 近几年，随着人们生活水平的提高，厨余垃圾的产生量明显增加，为了快速处理厨余垃圾，不对环境产生危害且可充分利用厨余垃圾已成为研究热点。在国家和地方垃圾分类政策的有效推行下，高有机质含量的厨余垃圾被分开收集并单独运输，迈出了厨余垃圾资源化之路的第一步。 2019 年，住房和城乡建设部发布GB/T 19095—2019《生活垃圾分类标志》，将厨余垃圾定义为易腐烂的、含有机质的生活垃圾，包括家庭厨余垃圾、餐厨垃圾和其他厨余垃圾等[1]。 按照分类要求收集的厨余垃圾纯净度超95%以上，其中塑料、织物、纸张、木竹、无机惰性物等杂物的含量较低。 此类厨余垃圾最大特点是有机质占比和含水率明显高于生活垃圾， 一方面有机质是资源化利用的原料； 另一方面高含水率对有机质的利用造成一定困难。

目前，国内大、中型城市（如北京、上海、广州、深圳、重庆、杭州、绍兴等）处理厨余垃圾大部分采用厌氧消化厨余垃圾资源化技术。 厨余垃圾厌氧消化反应主要包括水解、 酸化、 乙酸化和产甲烷4 个环节（其中水解和产甲烷环节是全过程核心）。 当前基于产甲烷环节对厌氧消化影响的相关研究相对集中且成果颇多，关于水解环节的研究则相对较少。以华东地区为例，多地已实现厨余垃圾的单独收运，并配套建设了相应的终端处置设施， 将厨余垃圾转变为电能、热能、有机营养土等资源化产品。

虽然厨余垃圾中有机质含量较高， 但其中掺杂部分杂物且含水率较高，常规的垃圾处理技术（如破碎挤压） 无法有效去除垃圾中的杂物和有机质的胞内水分， 导致其资源化利用效率较低， 减量化效果差，且固渣二次处理难度大。 机械生物消融[2]（ecomechanical biological treatment, EMBT） 技术已在多个厨余垃圾处理项目中成功应用， 其中核心工段为生物水解。屈阳等[3]采用该技术对城市生活垃圾处理进行中试研究发现，当m(厌氧回流水)∶m(垃圾)=2∶1 和停留时间为1.2 ～1.4 d 时， 垃圾减量化率达49.7%。 赵爽等[4]将该技术应用于50 t/d 厨余垃圾处理工程中发现，垃圾减量化率大幅提高，且单吨进场垃圾沼气产量达60 m3。 赵磊等[2]通过运行参数对厨余垃圾生物水解反应影响的中试研究发现， 工程化应用的生物水解最优反应条件∶温度为35 ℃， 停留时间为2 d，并且需回流厌氧沼液（回流比例为7%～8%）。

相比于大、中城市，县域分类厨余垃圾具有收集量相对较小且掺有少量餐饮垃圾和秸秆等农田生物质的特点，综合考虑该类地区经济发展水平、项目集约用地、控制建设投资及运行费用等诸多因素，在采用EMBT 技术对其进行资源化利用的基础上， 需对生物水解优化改良成短程水解， 即缩短水解时间为1 d 并取消厌氧沼液回流。县域分类厨余垃圾经过短程水解的预处理， 不仅可将部分易降解有机质转化为液相后再通过厌氧发酵产沼， 同时还可提高垃圾脱水效果，由此产生的固渣含水率低、热值高，可采用RDF 燃料、热解气化等模式进行资源化再利用。

为对比不同工作压力下短程水解应用于县域分类厨余垃圾的减量化效果和液相COD 等参数的变化，利用某项目生物水解反应器为平台，以该项目进场垃圾为原料，对其机械筛分得到的厨余垃圾（以有机质为主）， 按照短程水解的技术参数要求进行试验， 通过研究短程水解的可行性并指导调整工程化应用设计。

1 短程水解机理及其影响因素

根据厌氧消化的反应机理， 水解是厌氧生物反应的第一个环节， 其主要作用是大分子有机物利用微生物胞外酶分解成小分子有机物。 水解的具体过程：厨余垃圾中的颗粒物、胶体类物质等大分子有机物在反应器内被液相中大量微生物截留， 再通过微生物胞外酶的作用被分解成易生物降解的小分子物质并溶于液相中。上述过程通常较为缓慢，因此属于颗粒状有机垃圾厌氧生物反应的限速阶段[5]。对这一限速阶段开展研究并优化水解进程， 将对提高厌氧效率、减少相关设备投资有着积极意义。小分子水解产物容易透过细胞膜进入细胞被吸收， 再经过酸化细菌的新陈代谢转化为挥发性有机脂肪酸且同样能溶入液相，由于酸的融入致使液相pH 值降低，因此水解进程常伴随着酸化过程[6]，难以严格区分。

研究表明，影响水解进程的主要因素：①垃圾成分与粒径大小。 垃圾颗粒越小其比表面积越大[7]，有利于提升垃圾中可降解有机物的水解速率，因此，可对厨余垃圾进行有效地预处理控制其有机质成分的颗粒度；②水解液pH 值。 pH 值主要对水解的速率产生影响，水解进程对pH 值的适应范围较广，其最佳pH 值范围为5.5 ～6.5， 当水解体系pH 值低于3.5 或高于10，将对水解进程产生抑制作用；③环境温度。 水解进程主要依赖微生物胞外酶的作用，温度对其影响可参考Arrhenius 方程。 低温可明显抑制大分子有机物的分解和VFA 的生成；在中温段转化的水解产物累积量最大；高温有利于加速水解，但需消耗大量能源；④水力停留时间。 水力停留时间越长，有机物水解转化越彻底，但水解反应速率随着停留时间的增加而减缓，因此选择合理的停留时间可在确保水解效果的前提下有效控制反应器的投资成本。

根据厨余垃圾水解最优反应条件及对水解进程的影响因素， 说明厨余垃圾短程水解技术的理论依据充分：①短程水解应用于分类收集的厨余垃圾，垃圾成分中有机质含量较高，且有机质粒径相对不大，可通过合理的预处理有效控制厨余垃圾中有机质成分及颗粒度； ②厌氧回流液的作用是补充水解液体

系的碱度， 保证水解过程始终处于合适的pH 值范围内，避免因pH 值降低对水解进程造成抑制[8-10]。短程水解取消了厌氧回流液，只要水解过程中液相pH值不低于3.5，水解进程仍可有效进行；③短程水解仍采用常规的水解反应器及中温运行条件， 在确保水解最佳温度的前提下，控制能源消耗；④水解反应速率随着停留时间的增加呈减缓趋势， 说明在低于最佳停留时间的反应区间内， 其水解速率保持在较高的状态，因此短程水解通过降低停留时间，以损失较小的水解效果为代价，可降低较大的建设成本，提升项目整体效益。 其中②和④拟通过本试验进一步研究论证。

2 试验材料

在某厨余垃圾项目现场进行试验， 试验材料取自经过滚筒筛分后的筛下物， 筛下物主要成分为有机质，可模拟县域分类收集厨余垃圾，该项目工艺流程见图1。 由于进场垃圾源自该地区不同的辖区、市县，垃圾分类水平不一，为保证试样具有代表性，分别于不同的时段在滚筒筛筛下物皮带机上取样。

图1 工艺流程示意

3 试验方案

3.1 试验过程

根据试验要求， 利用螺旋式压榨机将厨余垃圾试样直接挤压处理或经短程水解后再挤压处理后再进行固、液分离试验。2 类厨余垃圾试样均通过皮带输送至螺旋式压榨机进行挤压， 通过调整螺旋式压榨机的工作压力， 分别记录0.4 ，0.5 ，0.6 MPa 压力下螺旋式压榨机固渣和液相的物料量， 并对设备处理量进行计算分析及测试固渣和液相的理化性质（如TS，VS，COD，VFA 等）， 以此评估厨余垃圾经过短程水解处理后的挤压效果与可行性。

由于试样成分复杂且各批次试样成分存在一定的波动，为确保试验数据可信且具有代表性，每项试验持续开展10 d，各项试验数据取其算术平均值，以此消除垃圾试样成分的波动对试验结果的影响。

3.2 测试方法

（1）采用称重法分别称取固渣、液相的质量。 主要测试设备包括电子天平和样品托盘等。

（2）依照减重原理分别测定TS，VS 指标。 将样品置于干燥箱于105 ℃下烘干12 h 后根据重量差值计算TS 质量，将样品置于马弗炉于600 ℃下灼烧4 h 后根据重量差值计算VS 质量。 主要测试设备包括干燥箱、马弗炉、电子天平、坩埚和玻璃干燥皿等。

（3）采用光度法快速测定仪测定COD。 所需设备为COD 消解器（Hach DRB 200）。

（4）利用比色法测定VFA。 所需设备为台式可见分光光度计（Hach DR 3900）。

4 结果与讨论

4.1 螺旋式压榨机处理量及垃圾试样减量化率

（1）试样直接挤压

调节螺旋式压榨机的工作压力分别为0.4，0.5和0.6 MPa 的工况下， 螺旋式压榨机的处理量及减量化率的数据统计见表1。 由表1 可以看出，螺旋式压榨机处理量即单位时间内通过设备完成固、 液分离的垃圾质量。 不同挤压压力下螺旋式压榨机对于厨余垃圾直接挤压的平均处理量为19.29～19.46 t/h，有一定波动但变化不大， 试验说明工作压力的变化对螺旋式压榨机的处理量影响不大， 且压力范围处于设备的有效工作压力区间内，设备运行情况良好。试样减量化率即试样总量与固、 液分离后固相质量之差与试样总量的比值。 当工作压力分别为0.4，0.5，0.6 MPa 时， 减量化率分别为30.48%，32.67%，35.77%，平均减量化率为32.98%。说明随着螺旋式压榨机工作压力的增加， 减量化率相应逐渐提高，但总体减量化率较低。

表1 直接挤压的平均处理量及减量化率

（2）试样经短程水解后挤压

调节螺旋式压榨机的工作压力， 在工作压力分别为0.4，0.5，和0.6 MPa 的工况下，厨余垃圾经短程水解后再进行固、液分离，厨余垃圾短程水解后螺旋式压榨机处理量及减量化率见表2。

表2 短程水解后平均挤压处理量及减量化率

由表2 可以看出，在不同工作压力下，螺旋式压榨机对于短程水解后厨余垃圾的处理量为18.84～19.01 t/h，基本没有变化，说明工作压力的变化对螺旋式压榨机的处理量影响不大， 且压力范围处于设备的有效工作压力区间内，设备运行情况良好。当工作压力分别为0.4，0.5 ，0.6 MPa 时，减量化率分别为50.49%，54.94%，59.93%，平均减量化率为55.12%。说明随着螺旋式压榨机工作压力的增加， 减量化率相应逐渐提高，且总体减量化率较高。

4.2 挤压固相及液相的理化性质及有机质转化率

（1）试样直接挤压

调节螺旋式压榨机的工作压力， 在不同压力工况下对直接挤压的固相、 液相分别进行理化性质测试，其中固相测试w（TS）和w（VS）/w（TS），液相测试w（TS），w（VS）/w（TS），ρ（COD），ρ（VFA）和pH 值，具体见表3。由表3 可以看出，在工作压力分别为0.4，0.5，0.6 MPa 的工况下， 厨余垃圾经直接挤压脱水后的固渣含水率随压力的增加呈下降趋势，w（VS）/w（TS）则小幅增加。 液相的pH 值保持在4.5 左右；w（TS）和w（VS）/w（TS）随压力的增加呈增大趋势；COD 质量浓度存在小幅波动， 基本维持在125 000 mg/L 左右。

表3 直接挤压固相与液相的理化性质

直接挤压有机质转化率见表4。 由表4 可以看出，试样有机质转化率（即液相有机质质量与进料有机质质量的比值） 分别为11.54%，13.10%，15.22%，该指标随压力增加呈增加趋势。

表4 直接挤压有机质转化率

（2）试样经短程水解后挤压

调节螺旋式压榨机的工作压力， 在工作压力分别为0.4，0.5 和0.6 MPa 的工况下，厨余垃圾经短程水解后进行固、液分离，对固相测试w（TS）和w（VS），液相测试w（TS），w（VS）/w（TS），ρ（COD），ρ（VFA）和pH 值，具体见表5。 由表5 可以看出，在工作压力分别为0.4，0.5，0.6 MPa 的工况下，厨余垃圾经过短程水解后挤压的固相含水率随压力的增加呈下降趋势，w（VS）/w（TS）的变化幅度不大。 液相的pH 值保持在4.0 左右；w（TS）和w（VS）/w（TS）随压力的增加变化不大；COD 质量浓度基本维持在118 000 mg/L左右；VFA 质量浓度基本无变化，约17 800 mg/L。

表5 试样经短程水解后挤压固相与液相的理化性质

试样经短程水解后有机质转化率见表6。由表6可以看出，试样有机质转化率（即液相有机质质量与进料有机质质量的比值） 分别为19.65%，22.73%，24.85%，该指标随压力的增加呈增加趋势。

表6 试样经短程水解后有机质转化率

4.3 试样直接挤压与短程水解后挤压的对比分析

（1）处理量与减量化率

根据章节4.1 中表1～ 表2 的试验数据进行计算分析， 试样直接挤压和经短程水解后挤压的处理量及减量化率见表7。

表7 试样直接挤压和经短程水解后挤压的处理量及减量化率

由表7 可以看出， ①在螺旋式压榨机工作压力为0.4 ～0.6 MPa 范围内，设备对厨余垃圾的平均处理量为18.93～19.36 t/h，波动较小。 说明在不同工作压力下， 试样是否经过短程水解处理对螺旋式压榨机的处理量影响不大， 且工作压力范围处于设备的有效工作压力区间内，设备运行情况良好；②在螺旋式压榨机工作压力为0.4～0.6 MPa 范围内，垃圾试样经短程水解后再挤压后减量化率达到55.12%，相比于直接挤压，其减量化率提高了22.14%。 赵磊等[2]的中试研究发现，经过1 d 的生物水解后，减量化率可达55%；经过2 d 的生物水解后，减量化率可达64%。 ZHANG B 等[11]研究发现，有机垃圾水解酸化的主要影响因素为胞外水解酶。以上说明，试样在短程水解过程中胞外水解酶加速了对细胞结构的破坏， 显著提升了胞内水的溶出及固相有机质向液相的转化效率，明显降低了垃圾试样的脱水难度，提高了垃圾试样的减量率。

（2）挤压固相及液相的理化性质

根据章节3.2 中表3～ 表6 的试验数据进行计算， 试样直接挤压和经短程水解后挤压的固相及液相理化性质见表8。

表8 试样直接挤压和经短程水解后挤压的固相及液相理化性质

由表8 可以看出， ①短程水解后的挤压固相含水率（54.21%～59.89%，平均值为57.09%）明显低于直接挤压的固相含水率（62.46% ～ 64.48%，平均值为63.44%），原因是因为厨余垃圾经短程水解反应后有利于固相胞内水向液相转化， 降低了垃圾固、液分离难度，在外界压力作用下水解固渣的含水率显著降低，从而促进了物料的减量；②短程水解后的挤压液相pH 值（约4.0）低于直接挤压液相的pH值（约4.5），仍处于水解反应所需的合适pH 值范围内，前者w（TS）（9.84%～10.43%，平均值为10.21%）略低于后者（9.89%～11.33%，平均值为10.61%），前者w（VS）/w（TS）（82.14%～82.95%，平均值为82.66%）略低于后者（82.89%～84.09%，平均值为83.54%），可见短程水解过程伴有一定的酸化作用， 所以表现为前者的pH 值下降，这与LU F 等[12]的研究结果相似，即停留1 d 后酸化效果小幅提升，停留2 d 后酸化效果明显提升。 同时部分固相经水解转变为可溶性物质进入液相， 由于在水解过程水分转化进入液相的比例更高，因此表现为后者的w（TS）及w（VS）/w（TS）小幅下降；③短程水解后挤压液相的COD 质量浓度（约118 000 mg/L）低于直接挤压液相的COD质量浓度（约125 000 mg/L），由于液相COD 浓度和液相的w（TS）与w（VS）/w（TS）的乘积正相关，因此同样表现为前者COD 浓度下降；④短程水解后挤压液相VFA 的质量浓度（约17 800 mg/L）高于直接挤压液相VFA 的质量浓度（约16800mg/L），短程水解后液相VAF 浓度升高，也说明了短程水解过程伴有一定的酸化作用， 部分可溶性有机质转化为挥发性脂肪酸，但1 d 的水解时间表现出的酸化效率较低；⑤短程水解后有机质转化率（11.54% ～ 15.22%，平均值为13.29%）明显高于直接挤压（19.65% ～ 24.85%，平均值为22.41%）。 试样直接挤压和短程水解后挤压的有机质转化率均随着设备工作压力的增加而提高，该趋势说明随着挤压工作压力的提高将有更多溶出的有机质随着水分一并转入液相，所以有机质转化率相应提高。 此外，垃圾经短程水解后有机质转化率相比直接挤压提升了9.12%，提升比例接近70%。

5 结论

（1）厨余垃圾直接挤压的减量化率区间为30.48%～35.77%，经过短程水解处理后，其减量化率可提升至55.12%，可达到水解在最优条件下70%以上的减量化效果。

（2）厨余垃圾直接挤压的有机质转化率区间为11.54%～15.22%，经过短程水解处理后，有机质转化率可提升至19.65%～24.85%，同样可实现水解在最优条件下约70%的有机质转化水平。

（3）短程水解后固相仍含有一部分有机质，可因地制宜用取堆肥或干化的方式进一步资源化利用。

（4）因短程水解与常规水解（最优反应条件）相比，停留时间缩短至1d，降幅达50%，故可缩减预处理系统40%～50%的设备配置， 同时取消厌氧回流液可减少厌氧系统的出水回流， 由此厌氧系统的规模可减小30%～50%。根据估算，厨余垃圾处理项目整体投资费用（包含土地、土建及设备等方面）可节省40%～45%。

综上， ①针对县域分类厨余垃圾使用短程水解的预处理工艺基本可行， 其主要工艺指标达到了水解工艺在最优条件下70%的效果；②该工艺流程具有简短、占地小、投资低、运行成本低等优势，较好地解决了县域地区目前项目选址困难、 投资经费紧张的问题， 对快速推动县域分类厨余垃圾终端处理设施的建设起到了积极作用。因此，短程水解预处理工艺可在县域分类厨余垃圾处理项目中进行推广应用。