濕熱處理是近年來開發(fā)的一種新型有效的垃圾處理技術(shù)[1]，它可以改變垃圾營養(yǎng)結(jié)構(gòu)和物理加工性能，對餐廚垃圾資源化非常有利，但同時也會影響垃圾脫出液的水質(zhì)、水量，從而對后續(xù)的廢水處理產(chǎn)生影響。目前國內(nèi)外關(guān)于濕熱處理對餐廚垃圾脫出液影響的研究尚鮮見報道，為此考察了單位餐廚垃圾脫水量以及脫出液水質(zhì)隨溫度、加熱時間的變化規(guī)律，探討了餐廚垃圾濕熱處理對脫出液的影響及其機理，以期為優(yōu)化餐廚廢水的處理、處置工藝和構(gòu)建系統(tǒng)的餐廚廢水資源化處理技術(shù)提供理論依據(jù)。 
1試驗部分 
1.1試驗材料 
餐廚垃圾采自清華大學(xué)學(xué)生食堂，其理化性能指標見表1。 
表1餐廚垃圾理化指標 

1.2試驗儀器與流程 
主要試驗儀器或裝置：1000mL不銹鋼反應(yīng)器，W-O系列恒溫油浴加熱裝置，LG10-3A型離心脫水機，pHS-25型酸度計。試驗流程如圖1所示。 2結(jié)果與分析 
2.1濕熱處理對脫水量的影響 
餐廚垃圾中的水分主要以游離水、間隙水、毛細管結(jié)合水、表面吸附水、內(nèi)部水等5種形式存在，其中游離水以連續(xù)相存在于垃圾固體顆粒外圍，通過過濾即可去除；間隙水存在于固體顆粒之間，只存在較弱的范德華力，可通過壓濾脫除；而毛細管結(jié)合水、表面吸附水、內(nèi)部水與固體顆粒結(jié)合較緊密，需要較高的能量方可脫除[2、3]。餐廚垃圾脫水主要是利用外力使垃圾中水分的存在形式發(fā)生轉(zhuǎn)化，然后進行固液分離的過程(如圖2所示)?？梢?，單位餐廚垃圾脫水量主要取決于垃圾的游離水含量。單位垃圾脫水量隨加熱時間的變化結(jié)果顯示，在濕熱處理初期，淀粉顆粒吸水膨脹、蛋白質(zhì)膠粒水合及水與氨基酸側(cè)鏈上的氨基、果膠物質(zhì)未酯化的羧基形成氫鍵等，使部分游離水進入固相而成為其他形式的水，造成單位垃圾脫水量呈下降趨勢。繼續(xù)加熱，則有機物開始溶解、液化甚至水解[4]，垃圾分子移動性(即分子的旋轉(zhuǎn)移動和平動移動性的總度量，用Mm表示)增強，單位垃圾脫水量開始上升，且溫度越高則上升趨勢越明顯。例如，100、120、140℃下加熱40min后單位垃圾脫水率才開始上升，最高分別可達16.3%、21.9%和25.7%；而160、180℃下單位垃圾脫水率開始上升時的加熱時間僅為20min，且最高分別可達42.1%和45.9%。與原垃圾(單位垃圾脫水率為29.1%)相比，100～140℃條件下的單位垃圾脫水率較低；160℃下加熱60min后單位垃圾脫水率為29.5%，繼續(xù)升溫和(或)延長加熱時間可使單位垃圾脫水率高于原垃圾。 

圖2餐廚垃圾中水分的轉(zhuǎn)化 
2.2濕熱處理對脫出液pH值的影響 
在污水的生物處理中好氧微生物生長的最適pH值為6.5～8.5，當pH<4.5時真菌占優(yōu)勢，會引起污泥膨脹[5]。垃圾脫出液的pH值變化(表征了產(chǎn)物中有機酸含量的變化)對微生物的生命活動將產(chǎn)生影響，會間接影響對脫出液的處理效率。試驗結(jié)果表明，隨著溫度的升高則pH值大體呈下降趨勢，說明溫度上升有利于垃圾中油脂、蛋白質(zhì)等水解產(chǎn)生有機酸。當溫度<160℃時不同加熱時間下的脫出液pH值呈現(xiàn)出不同的變化規(guī)律，說明有機物熱水解反應(yīng)的程度不同，導(dǎo)致產(chǎn)生有機酸的量也不同；當溫度>160℃后不同加熱時間下的pH值變化趨勢相似，說明加熱時間對生成有機酸的影響不再明顯。經(jīng)濕熱處理后，除100℃下加熱100min時的pH值(為6.54)尚在好氧微生物生長的適宜pH值范圍內(nèi)外，其余濕熱處理的均低于6.5。所以，脫出液在進行生物處理前需調(diào)節(jié)pH。2.3濕熱處理對脫出液SCOD的影響 
試驗結(jié)果表明，隨著溫度的升高和加熱時間的延長則SCOD值大體呈上升趨勢，其原因為：隨著溫度的升高則部分有機物的溶解度、液化程度也升高；大分子微溶性淀粉、蛋白質(zhì)、脂肪等水解為小分子可溶性還原糖、氨基酸、脂肪酸等[6]，這種轉(zhuǎn)化有利于動植物的吸收和消化。餐廚垃圾脫出液有機物含量很高(SCOD>10000mg/L)，180℃下加熱100min后可達211400mg/L，經(jīng)過濃縮、生化穩(wěn)定等工序處理后可制成液態(tài)有機肥料。 
2.4濕熱處理對脫出液SS的影響 
在濕熱處理過程中餐廚垃圾脫出液的SS濃度隨加熱時間呈下降趨勢，且溫度越高，SS濃度下降速率越快。SS的損失主要由三方面原因造成：①部分有機物溶解、液化和水解，由固相轉(zhuǎn)入液相；②少量揮發(fā)性有機物的揮發(fā)；③部分有機物水解生成二氧化碳或氨氣等進入氣相。 
2.5濕熱處理對脫出液中氮的影響 
作為主要營養(yǎng)物質(zhì)，氮含量及其存在形式對餐廚垃圾脫出液的肥料化意義重大。加熱初期，垃圾蛋白質(zhì)因吸水而溶脹，原有圓球狀的肽鏈因受熱而造成副鍵斷裂，使原來折疊部分的肽鏈變得松散，容易受到消化酶的作用，從而提高了蛋白質(zhì)的消化率和必需氨基酸的生物有效性[7]。隨后蛋白質(zhì)開始溶解、液化，餐廚垃圾脫出液中有機氮濃度增加(如圖3當溫度達到180℃、加熱時間為60min時脫出液中的有機氮濃度開始下降，而氨氮濃度上升，這表明濕熱處理過程中除了蛋白質(zhì)溶解外，還發(fā)生了化學(xué)反應(yīng)。事實上，蛋白質(zhì)在溶解的同時還發(fā)生了水解反應(yīng)(先水解成多肽、二肽、氨基酸，再進一步水解為低分子有機酸、氨和二氧化碳[8])，造成垃圾營養(yǎng)成分向液相轉(zhuǎn)移，這提高了餐廚廢水的生化處理負荷，但也增加了硝化反應(yīng)的電子受體數(shù)量，使其易于進一步分解氧化而生成亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮，增加了餐廚脫出液制備液態(tài)有機肥料的可行性。 
2.6濕熱處理對可浮油含量的影響 
脫出液中的油脂含量及其存在形式對脫出液處理工藝具有重要影響，油脂的分離與回收效率很大程度上取決于其中的可浮油(即靜置后能較快上浮到脫出液表面的油脂)含量?？筛∮鸵赃B續(xù)相油膜的形式漂浮于水面，利用密度差即可分離回收[9]。試驗結(jié)果表明，在濕熱處理過程中可浮油含量呈上升趨勢，并且溫度越高，可浮油含量增長越快，100～120℃時可浮油含量隨加熱時間持續(xù)增加；140℃下加熱60min后可浮油含量不再變化；160℃下加熱80min時單位垃圾可浮油浸出量達到最大(為131.7mL/kg)，繼續(xù)加熱則可浮油含量開始下降，說明垃圾固相內(nèi)部脂質(zhì)已基本完全浸出，繼續(xù)加熱會促進脂質(zhì)的化學(xué)變化(如脂質(zhì)的水解)。另外，淀粉水解產(chǎn)生的葡萄糖可與脂肪酸發(fā)生酯化，有助于油脂與水分形成O/W型體系(水包油型體系，水為連續(xù)相)[7]，使部分可浮油轉(zhuǎn)變?yōu)槿榛停黾恿擞椭姆蛛x回收難度。 
3結(jié)論 
①隨著溫度的上升和加熱時間的延長，餐廚垃圾脫出液pH值有所下降，整體呈弱酸性，在進行生物處理前需調(diào)節(jié)pH值；濕熱處理使餐廚垃圾脫出液的SCOD值大幅上升，180℃下加熱100min后達最高(為211400mg/L)；SS值隨溫度和加熱時間呈下降趨勢；在濕熱處理初期有機氮濃度增加，180℃下加熱時間>60min后有機氮開始向氨氮轉(zhuǎn)化。 
②濕熱處理增大了餐廚垃圾脫出液制備液態(tài)有機肥的可行性。 
③濕熱處理使餐廚垃圾脫出液可浮油含量增加，有利于廢油脂的分離與回收。 
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