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餐厨垃圾是指餐饮单位和居民家庭产生的饮食残余和食物加工废弃物等，其成分和性质随地域、居民饮食习惯、季节的变化而变化，但总体上具有含水率高、有机质占比高、含盐量高、易生化降解等特点[1-4]。根据《餐厨垃圾处理技术规范：CJJ184—2012》进行估算：深圳市2019年日均产生的餐厨垃圾为1 545.46～2 009.09 t/d，而实际收运量为1 200～1 300 t/d，收运缺口为300～700 t/d，处理缺口为700～1 200 t/d。2020年9月1日，《深圳市生活垃圾分类管理条例》开始实施，餐厨垃圾处理能力不足与日益增长的餐厨垃圾处理需求之间的矛盾日趋紧张[5-6]。受城市用地规划的限制，建设新的处理设施极其困难，优化现有的工艺路线，提升现有设施的处理效率，成为解决深圳市当前餐厨垃圾处理问题的关键。
我国常见的餐厨垃圾处理技术主要包括填埋、焚烧、好氧堆肥和厌氧发酵。其中，厌氧发酵凭借占地面积较小，产生的甲烷和氢气可作为清洁能源，能够实现餐厨垃圾的资源化和减量化等优点[7-9]，逐渐成为当前餐厨垃圾处理技术的首选方法。餐厨垃圾厌氧消化过程中，有机物的水解是整个过程的限速步骤，对甲烷相的物质代谢速率乃至整个厌氧系统的高效稳定运行至关重要[10]。湿热水解是在水热条件下，通过改变水的密度、离子积、黏度及介电常数，使氢键作用减弱，从而增强对有机物的溶解度，改善餐厨废弃物的固液、油水分离特性和理化性质，同时加速溶解性有机物分解成低分子物质[11]。目前，已有学者关于湿热水解预处理对餐厨垃圾特性的影响开展了实验室水平的初步研究，明确湿热处理可有效缩短餐厨垃圾的水解时间[12-14]，但这些实验结论在实际规模化应用中有待进一步验证。
本文通过进行湿热水解预处理餐厨垃圾中试规模的试验，监测餐厨垃圾在预处理前后物料性质的变化情况，论证湿热水解预处理餐厨垃圾在实际生产中的可行性，并探索中试规模下湿热水解预处理餐厨垃圾的最佳反应温度和反应时间。
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试验于深圳城市生物质垃圾处置厂内进行。处置厂位于深圳市龙岗区郁南环境园内，承担着深圳市龙华区餐厨垃圾以及深圳市部分脱水污泥及粪渣的处置任务，设计处置能力为500 t/d。现有餐厨垃圾处理工艺流程：一体化预处理→三相分离→两相厌氧消化→沼气发电。试验所用原料取自卸料间新鲜餐厨垃圾和预处理车间分离出的浆料，按照餐厨垃圾：浆料=1∶3的比例混合，混合料的基本性质，见表1。
反应器主体高1.2 m、直径0.6 m、有效容积300 L。材质为不锈钢，可耐300 ℃高温和10 MPa压力。试验所用湿热反应器结构，见图1。
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本试验采用正交法探究湿热水解预处理对餐厨垃圾特性的影响。选取不同温度（90、120和180 ℃）和不同反应时间（30、60和90 min）设计双因素三水平正交实验，每组试验重复2次作为平行，试验设计，见表2。
以人工方式将搅拌均匀的60 kg混合物料灌入水热反应器中，各项准备就绪后，通蒸汽加热物料。待温度上升到设定温度时，关闭进气阀，开始计时。反应器可在一定范围内维持内部温度稳定在一定范围内，一般不用再次进气，若温度下降超过5 ℃，开启进气阀，使温度上升到设定温度。到达计划反应时间后，缓慢将水热反应器内压力泄空。将反应后的物料收集至料桶中，称重并取样。
每组试验取原料和水热料，样品用离心机（4 000 r/min，5 min）进行固、液相分离，液体倒入量筒后静置10 min后分离出上层浮油。固体称重，浮油称体积，样品送实验室检测。检测指标和检测方法，见表3。
1.1. 试验材料和设备
1.2. 试验方法
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本试验共进行了9组18次试验，每组餐厨垃圾出料的表状，见图2。
图2可知，原料较粘稠，类浓粥状，有大量土豆块、米粒、菜叶和肉块等块状物质，无成片浮油。90和120 ℃水热后，餐厨垃圾粘稠度降低，块状物质含量减少，表面出现成片浮油，且随着水热温度升高和时间加长，餐厨垃圾粘稠度越低，表面浮油量越多，并由红色转变为褐色。到140 ℃时，水热出料基本无块状物质，浆料粘稠度很低，类水状，但上浮油较120 ℃时少。结果表明，湿热水解可以有效提高餐厨垃圾的流动性，对后续转运、混合、输送等过程有利，降低了管道堵塞的风险。
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餐厨垃圾中的水分以游离水、间隙水、毛细管结合水、表面吸附水和内部水5种形式存在，其中，游离水和间隙水的占比最高，脱水难度最低，可通过离心去除，而其他几种形式的水难以通过离心去除[15]。水热后各试验组离心固渣含量，见图3。
图3可知，餐厨垃圾固渣含量随温度升高和反应时间延长持续降低。当湿热水解温度为90 ℃时，反应时间从30到90 min，水热料的固渣含量均高于原料的固渣含量，且随时间延长，其增加的比例越低。湿热水解温度为120和140 ℃时，水热料的固渣减少比例随着水热温度升高和时间延长而增大，140 ℃ 90 min时，水热料固渣含量最低，为10.55%。出现该现象的原因可能是在较低的水热温度下，淀粉颗粒吸水膨胀并糊化，蛋白质胶粒水合，水分与氨基酸侧链上的氨基、果胶物质未酯化的羧基等形成氢键，使部分游离水进入固相成为其他形式水，导致脱水率下降。水热温度升高，水热时间延长后，有机物开始溶解、液化，甚至水解，垃圾分子移动性增强，毛细管结合水、表面吸附水和内部水转变为游离水，可通过离心去除，导致垃圾脱水率上升。且温度越高，反应时间越长，水热料的固渣减少比例越大。
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不同温度、时间下餐厨垃圾水热后可浮油提取率，见图4。
图4可知，湿热水解温度为90和120 ℃时，水热出料的可浮油提取率增加比例随水热温度升高和时间延长而提高，120 ℃ 90 min时，可浮油提取率最高，为4.2%。而140 ℃时，水热料的可浮油提取率反而比原料低，140 ℃ 60 min时，可浮油提取率为1.94%，为试验组最低数值。餐厨垃圾中动物脂肪含量较高，这些脂肪大部分以含油固体物质形式存在，脱除较难。水热状态下，垃圾分子移动性增强，水分和脂质以流体形态在垃圾中的扩散性能增强，由于固相内外存在化学势梯度，水分进入固相内部，脂质由固相内部浸出进入液相，形成可浮油，随着水热温度升高和时间延长可浮油持续增加。但水热温度过高时，高温促使脂质发生其他的化学变化。如，脂质水解生成游离脂肪酸和甘油，而游离脂肪酸又会对脂质水解起催化作用，促进脂质进一步水解；另外，部分油脂与水分形成水包油型体系，转变为乳化油，增加油脂的分离回收难度。因此，140 ℃时可浮油的量开始下降。
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不同温度、时间下餐厨垃圾水热后SCOD浓度和VS/TS值，见图5~6。
图5~6可知，随着湿热水解温度的升高和处理时间的延长，液相中SCOD浓度不断升高，140 ℃ 90 min时，水热料SCOD浓度最高，为81 826 mg/L。VS/TS的变化与SCOD浓度变化呈负相关，最大值为90 ℃ 60 min时的0.83，最小值为140 ℃ 90 min时的0.53。这是因为湿热水解过程中，易降解的大分子有机物不断液化溶解到液相中，温度越高，反应时间越长，水解的大分子越多，液相中SCOD越高，而固相中易降解有机成分越少，导致VS/TS值降低。同时，部分挥发性有机物及气体的损失也是造成VS/TS值下降的原因。结果表明，湿热水解可促进餐厨垃圾中有机大分子的水解过程，生成产小分子有机酸（VFA），有利于后续的厌氧产沼气阶段。
2.1. 湿热水解对餐厨垃圾表状的影响
2.2. 湿热水解对餐厨垃圾离心脱水性能的影响
2.3. 湿热水解对餐厨垃圾可浮油提取率的影响
2.4. 湿热水解对餐厨垃圾液相有机质含量的影响
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餐厨垃圾厌氧发酵的限速步骤是水解阶段，已有实验室研究表明湿热水解预处理可加速餐厨垃圾水解进度，提高水解效果[16-17]。湿热水解能够促进餐厨垃圾中蛋白质和糖类向小分子物质的分解过程，同时提高脂肪酸在液相中的溶解度，使有机质从固相转移到液相中。具体来说，蛋白质和糖类分解主要受水解酶的作用，蛋白质和糖类在水中的溶解度影响了蛋白质和糖类分子与水解酶碰撞的几率，从而影响其分解速度。而蛋白质和糖类在水中的溶解度因水的离子化作用增强而提高，水的离子度则随其温压条件的升高而增强，因此，湿热水解能够有效提高蛋白质和糖类向小分子物质的转化过程。餐厨垃圾中的脂肪多为不溶于水的可浮油类，湿热水解一方面可以提高油脂与水分间的扩散作用，提高油脂的溶解度，另一方面可以促进粗脂肪水解生成可溶性甘油和脂肪酸，提高油脂的回收率。综上，湿热水解能够促进餐厨垃圾中大分子有机物的水解过程，将有机质从固相提取到液相中，有利于后续厌氧发酵过程，提高有机质的利用率。
温度对湿热水解效果的影响较大，温度越高，水解效果越好，但应注意高温时的油脂水解及转化为乳化油的化学反应会导致可浮油提取率降低的问题，在实际生产中应根据工艺和产品类型合理设置湿热水解温度。
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（1）中试规模下湿热水解预处理对餐厨垃圾的表观流动性、固渣含量、可浮油提油率和液相有机物组分的影响较显著。
（2）湿热水解温度为90 ℃时，餐厨垃圾部分有机质与水发生反应，游离水进入固相成为其他形式的水，导致脱水率下降。120和140 ℃时，有机物水解速率提高，毛细管结合水、表面吸附水和内部水转变为游离水，脱水率上升。
（3）90和120 ℃时，湿热水解通过增强垃圾分子移动性，促使脂质由固相内部浸出进入液相，形成可浮油，提高餐厨垃圾可浮油提取率；140 ℃时，高温促使脂质发生化学变化,发生水解或转变为乳化油，可浮油提取率下降。
（4）湿热水解温度的越高，反应时间的越长，液相中SCOD浓度越高，而VS/TS的变化与SCOD浓度变化呈负相关，表明湿热水解可促进餐厨垃圾中有机大分子的水解过程，生成产小分子有机酸，有利于后续的厌氧产沼气阶段。
