0 引 言
随着城市人口增长和经济的迅速发展，城市生活垃圾的产生量巨大。据中国城乡建设统计[1]，2017年全国城市生活垃圾清运量达到2.15亿t，其中约60%为厨余类等有机垃圾。随着农村产业结构的不断优化，果蔬加工后的副产品增多[2]，果蔬垃圾的处理问题也越发突出。这些含水率高、热值低但有机质含量高[3]的垃圾中，易降解的有机物组分与水分的比值通常<0.35，因此,有机物降解所产生热量通常不足以满足蒸发的需求[4]，降低了可回收垃圾的回收率，同时增加了焚烧成本[5]。
生物干化技术是一种通过强制通风，利用好氧微生物降解有机物产生热能蒸发快速去除水分的处理工艺，其低成本高效率的特点使其备受青睐[3, 6-9]。生物干化主要以降低含水率为目的，且该过程持续时间较短，其利用生物产生的热能能够代替传统干化过程中的热处理，是一种零渗滤液、零二次污染的清洁技术[10-12]，能有效减少温室气体的排放[9, 11]。比如，Tambone等[13]的研究表明：生物干化14 d后，使得其净热值比未处理的废弃物高了41%，减少了约28%的潜在沼气。
生物干化效果的影响因素包括通风方式[4, 14]、通风量[9, 14]、初始含水率[3, 15]、翻堆频率[14]、物料孔隙度[3](调理剂会影响生物干化的自由曝气空间)等，微生物的活性也会极大影响干化效果[16]。强制通风是生物干化的关键步骤，在去除水分、调节基体温度、保证好氧分解条件等方面起重要作用[4, 6, 17]。理论上更大的通风量和更长的通风时间可以提高水分的去除效率且有助于控制H2S的产生[18]，但是也会带走有机物产生的大量热量[6, 16, 19]，使得废弃物只能通过物理除水的方式进行干化，而不是生物降解的方式[20]。温度是影响其代谢活动的主要因素[10, 16]，水分蒸发也与温度直接相关[21]，温度下降不利于蒸发[4]。
本实验针对果蔬、厨余和园林垃圾等典型有机废弃物，在不同通风量的条件下，对其温度变化、含水率和有机质含量的变化、低位热值等指标进行研究，为生物干化条件优化提供数据支撑[9, 14]。
1 实验部分
1.1 实验材料
实验采用的有机废弃物均根据我国通常的垃圾组分自行配制，果蔬垃圾按照白菜40%、萝卜20%、苹果30%和橘子10%的比例，厨余垃圾按照白菜40%、米饭35%、肉20%和豆腐5%的比例混配而成，蔬菜、水果、肉类和豆制品均购于清华照澜院菜市场，米饭购于清华大学食堂。园林垃圾由麦冬草和柳树枝叶以湿重比1∶1混配而成，来源于山东某农场。在本实验中将晾晒后的园林垃圾作为调理剂与果蔬、厨余垃圾联合干化，既提供碳源，又起到调节含水率的作用。实验室所配有机废弃物的物理性质如表1所示。
表1 典型有机废弃物组分性质及含水率
Table 1 Properties and moisture
content of typical organic wastes
厨余垃圾果蔬垃圾园林垃圾厨余+园林果蔬+园林MC/%77.2390.1143.5968.2470.03VS/TS/%97.6394.3789.6294.2490.08SCOD/(g/L)208.7069.05———TAN/(mg/L)85.0033.75———VFA/(mg/L)8650.605261.43———C/%46.7839.8243.1445.7841.02H/%7.026.636.126.766.41N/%3.970.993.023.691.80C/N11.7940.3814.2712.4222.82
注：—为未检验。
由表1可知：实验室自配的果蔬、厨余垃圾的含水率分别为90.11%和77.23%，VS/TS分别为94.37%和97.63%，均为有机物含量高的废弃物。园林垃圾本身的初始含水率为70%左右，而晾晒后作为调理剂的初始含水率为43.59%，平均VS/TS为89.62%，C/N约为14∶1。在本实验中，果蔬和厨余垃圾破碎至边长为1 cm的立方体块状物，园林垃圾经破碎机切割为1～3 cm的草叶段，实验前混匀后放入冰箱(4 ℃)备用。
1.2 实验设备
典型生物干化周期一般为7～15 d[15, 17]。本实验选取10 d为1个周期。本实验在密闭的实验装置中进行，设置了24，48，60 L/(kg·h)的通风量梯度，对反应器的温度、物料含水率以及有机质含量的变化进行监测，以定量描述生物干化的效果。本实验使用的生物干化装置主要由中心反应器、温度监控系统、通风系统构成，如图1所示。中心反应器为圆柱状PVC材质，总容积为5 L。容器中部设置1个多孔板，多孔板下通过气泵进行通风布气。除气流速度外，空气温度与相对湿度也是重要因素[22, 23]，故在入口处放置硅胶粒以降低通入空气湿度[6]。顶部装入海绵和硅胶粒[24]，避免蒸发后水分聚集在反应器顶部然后凝结回落[12]。反应器侧面设有2个取样口，且外部包裹了1层可加热型保温带。为保证反应器的保温效果，实验在聚氨酯材质的保温箱中进行。通风系统由气泵和转子流量计构成。温度监控系统由感温探头连接实时监测器进行连续监测。实验无渗滤液产生，反应结束后基质底部完全处于干燥状态[12]。
1—排气孔； 2—容器盖； 3—硅胶粒放置层； 4—温度探头接口；
5—取样口； 6—PVC制反应器； 7—筛板； 8—通气口；
9—渗滤液排放口； 10—硅胶粒放置层； 11—保温箱隔热层；
12—橡塑保温层&温度控制器； 13—实时温度监测器；
14—转子流量计； 15—气泵； 16—渗滤液收集器。
图1 生物干化装置示意
Figure 1 Diagram of the bio-drying equipment
1.3 监测项目与分析方法
利用温度传感器对堆体内部温度进行在线连续监测，且自动记录温度数据。物料样品的元素(C、N、H和O)由元素分析仪进行测定，干化过程中每隔12 h通过取样口进行取样，分别使用105 ℃烘箱和600 ℃马弗炉对含水率(MC)和挥发性固体含量(VS)进行测定。
本实验采用生物干化指数I值衡量不同条件下有机废弃物的生物干化效率。I值根据反应促进蒸发的能力与系统能够带走水蒸气能力的不同而发生改变[14, 25]，从而证明该通风条件是否适用于生物干化，其定义见式(1)。同时，在生物干化过程中，通风是主要耗能因素，本实验通过计算空气利用率(单位体积空气所带走的水蒸气)来衡量不同条件下的通风效率，定义见式(2)。
1)生物干化指数I：
(1)
式中：w1为水分总去除率，%；w2为挥发性固体的总降解率，%。
2)空气利用率AE：
(2)
式中：Ml为干化后水分的总去除量，g；Va为实验总通入空气量，m3。
2 结果与讨论
2.1 温 度
对协同干化过程中的温度变化进行监测，结果如图2所示。大多数的生物干化工艺都是在40～70 ℃的温度范围内进行[13, 17]，本实验干化最高温度均能达到50 ℃以上。由图2曲线可见，生物干化分为嗜热、中温和冷却3个阶段。
通风量：
24 L/(kg·h); 
48 L/(kg·h); 
60 L/(kg·h)。
图2 不同基质协同干化通风量影响温度变化的曲线
Figure 2 Variation of the bio-drying temperature in
mixed substrates with different air-flow rates
果蔬与园林垃圾协同干化,由于原料初始温度过低，其24 h内的升温存在明显滞后。之后温度快速上升至40 ℃，并且在60 h时达到50 ℃，可见，随着温度升高，微生物增加且活性变强，对垃圾中有机质开始降解代谢并释放热[26]。通风量为24 L/(kg·h)的堆体温度上升更明显，这是由于较低的通风量会避免因通风带走能量[27]，而且其在高温段保持了36 h。通风量为60 L/(kg·h)的堆体热量损失更快，随着反应进行，氧气量过饱和且微生物活动逐渐消失，84 h时温度开始下降进入冷却阶段。随着时间的增加，高温导致大量中间体微生物死亡，反应活动减弱，所有反应器的堆体温度最终趋于稳定[26]。
厨余与园林垃圾协同干化的整体升温存在明显的滞后性，可能由于实验室室温较低导致生物干化升温存在延迟[23]，也可能是由于厨余垃圾基质破碎后与调理剂混合后团聚，密度太大使好氧条件受到破坏。为提升实验效果，在60 h左右对基体进行翻堆，将团聚在一起的基体进行破碎，改善了反应器的好氧条件，温度在此后快速升高，出现了明显的峰值。翻堆可以活化反应器中的微生物活动，避免因堆体团聚导致的热量损失[14, 26]。随着有机质的消耗，通入空气的吸湿能力逐渐达到饱和[10]，但实验结果表明含水率并未大量降低，因此在84 h时再次进行翻堆。此后发现翻堆作用十分明显，基体温度上升，并在150 h左右达到第2个温度峰值。不同梯度通风量导致的温度变化趋势与果蔬园林协同干化一致。
2.2 含水率和有机质含量
研究表明:生物干化的性能与微生物活性密切相关[6, 15]，而初始含水率<35%的可生物降解基质使得微生物处于休眠状态而没有反应活性[17, 20]；过高的初始含水率会限制氧气的运输，阻碍微生物的活动[28]，导致生物降解率降低并产生恶臭[6]。Song等[15]研究发现，71.7%初始含水率的厨余垃圾生物干化指数最高。Colomer等[20]则认为，67.4%初始含水率的园林垃圾在升温、失重、除水各方面都优于初始含水率77.3%的处理。因此，生物干化实验中并无普遍适用的最佳初始含水率，仅取决于微生物水氧需求量[16]。根据预实验，本实验将原料初始含水率定为70%便于提升生物干化的效果[29]。
通过对果蔬与园林垃圾、厨余与园林垃圾的协同干化过程中的含水率以及挥发性固体含量进行监测，结果分别如图3和图4所示。研究表明：好氧生物每降解1 g的挥发性有机物会产生0.5～0.6 g的代谢水[30]。含水量平衡不仅包括蒸发对流损失，还包括代谢水的生成[16]。在生物干化过程中，有机质作为微生物降解的主要营养物质，其含量变化能在一定程度上反映微生物进行生化反应的基本情况。同时，有机物的降解程度会影响后续干化物料制备的垃圾衍生燃料(RDF)的热值和稳定性[31]。
通风量：
—24 L/(kg·h); 
—48 L/(kg·h); 
—60 L/(kg·h)。
图3 不同基质协同干化通风量影响含水率的曲线
Figure 3 Variation of moisture content in mixed
substrates with different air-flow rates
通风量：—24 L/(kg·h); —48 L/(kg·h); —60 L/(kg·h)。
图4 不同基质协同干化通风量影响挥发性固体含量的曲线
Figure 4 Variation of the volatile solid content in
mixed substrates with different air-flow rates
干化前期，堆体含水率无明显变化，且协同干化过程中还存在含水率上升的情况，可能是由于微生物的繁殖活动产生了大量代谢水。与此同时，温度逐渐上升，随着反应进行，温度达到峰值后逐渐降低，微生物的活动随之减弱，反应150 h后含水率开始呈现明显的下降趋势。随着通风量增大，有机废弃物协同干化除水效果也越好。在反应过程中，微生物将大颗粒有机物反应降解成小颗粒，会增大水热传递面积[32]，使原料中结合水释放，可能导致波动。充足的氧气使得微生物降解代谢旺盛，且同时带走更多水分，自下而上的水汽会逐渐潮湿且饱和，单向通气可能在基质内部出现温度梯度[33]，水分缺乏均匀性，因此定期翻堆或间歇通风可提供更好的干化效果[34, 35]。结果表明：通风量24 L/(kg·h)的堆体干化前后含水率仅降低20%左右，而通风量为48，60 L/(kg·h)的堆体干化速率虽有所差异，但二者干化最终含水率相似，均能降到20%以下，效果显著。
干化前期，3个反应器中挥发性固体含量均呈现下降趋势，但通风量对VS/TS变化影响不太明显。随着时间的变化，通风量越小的反应器其挥发性固体含量下降越明显。果蔬与园林垃圾协同干化的最终VS/TS分别为82.12%、84.31%和86.07%，而厨余与园林垃圾协同干化最终的VS/TS分别为85.37%、88.96%和88.57%，整体降幅不大，但表明堆体通风量过大不利于微生物生化反应和有机质的降解，因此时主要是通过物理除水的方式进行干化而不是生物降解[20]。实际应用中应控制通风量以降低有机质的消耗，同时保证微生物生化降解的正常进行。
2.3 低位热值
研究表明:城市生活垃圾生物干化后,低位热值可以从5413 kg/kg升高168%[34]，说明该技术在垃圾资源化能源化中具有优越性。固体废物的低位发热量可通过经验公式(式(3))进行估算[36]。
通风量：—24 L/(kg·h); —48 L/(kg·h); —60 L/(kg·h)。
图5 不同基质协同干化通风量影响低位热值的曲线
Figure 5 The variation of the low heating value in
mixed substrates with different air-flow rate
废物低位发热量(kJ/kg)=废物可燃分质量分数 × 190-废物含水率×25
(3)
对10 d内低位热值的变化进行估算，结果如图5所示。可知：果蔬与园林垃圾的初始热值均约为3300 kJ/kg，随着干化时间的增加，通风量为48，60 L/(kg·h)的低位热值增加明显，最终分别为13932，13607 kJ/kg，物料热值提升了322%。与此相比，通风量24 L/(kg·h)的堆体最终热值仅提升1倍。厨余与园林垃圾的初始热值为3900 kJ/kg左右，增长趋势相似，且当通风量为48 L/(kg·h)时，低位热值达到14158 kJ/kg，热值提升263%。表明通风量越大，物料的低位热值增长越快。有研究表明，生物干化的稳定程度与生物干化速率呈负相关，即干化速率越高，则物料热值越高[31]。与一些研究中将干化物料的热值从4.3 MJ/kg提升到11.0 MJ/kg[37]的措施，以及美国材料与试验协会(ASTM)对城市生活垃圾制备垃圾衍生燃料(RDF)的热值要求(14600～21000 kJ/kg)进行对比，在通风量为48 L/(kg·h)条件下，干化物料的热值提升效果明显，干化后物料能基本满足制备RDF的条件。
2.4 生物干化指数及空气利用率
综合含水率和有机物含量的变化结果，计算得到不同基质条件下通风量对生物干化指数的影响。果蔬与园林垃圾协同干化时，通风量为60 L/(kg·h)的堆体挥发性固体含量下降最少，且水分去除量多，其生物干化指数能够达到最高为2.97，但空气利用率最低仅为46.10 g/m3，相比之下，通风量为24 L/(kg·d)时的空气利用率达到92.28 g/m3。如表2所示，通风量增大，生物干化指数也随之升高，但空气利用率随之降低。其中，果蔬与园林垃圾的生物干化指数明显高于厨余与园林垃圾的协同干化，而空气利用率则几乎只与通风量有关。根据表1中基质的理化性质可知：果蔬与园林垃圾协同干化的初始C/N为22.82，而厨余与园林垃圾协同干化的初始C/N仅为12.42，有研究表明，当C/N为20左右时，垃圾生物干化效果最佳[38, 39]，C/N过高或过低可能会抑制微生物代谢有机物用于释放能量，与本研究结果吻合。
表2 不同基质和通风量条件下生物干化指数与空气利用率
Table 2 Bio-drying indexes and air efficiencies under
different mixed substrates and air-flow rate conditions
处理组 生物干化指数I空气利用率AE/(g/m3)最终含水率MC/%果蔬+园林垃圾24 L-常温1.54 92.28 50.37 48 L-常温2.34 58.12 13.97 60 L-常温2.97 46.10 14.57 厨余+园林垃圾24 L-常温1.35 103.24 41.20 48 L-常温1.89 56.86 14.14 60 L-常温1.80 44.87 18.42
3 结 论
通过对不同通风量条件下典型有机废弃物生物干化效果的研究发现，通风量会显著影响生物干化的效果。当通风量为24 L/(kg·h)时，温度显著升高但携带水分的能力较弱，最终含水率仅能够降低20%，生物干化指数和干化后物料低位热值较低，但空气利用率最高；当通风量为60 L/(kg·h)时，热量损失增加，堆体主要通过物理干化手段去除物料中的水分，空气利用率也随之降低。当通风量为48 L/(kg·h)时，干化后物料低位热值与60 L/(kg·h)时相近，生物干化指数均在2左右，且空气利用率合理。故48 L/(kg·h)的通风量有利于增大生物干化指数，提高生物干化的最终效果。
综上所述，通风量对温度的影响与其本身对生物干化造成的影响一样重要。为保证干化过程中水分能够得到有效去除，通风量较高时能够更快提高水的去除量，但通风量增大会加大热量损失，微生物降解产生的热量难以支持水分蒸发所需的热量，将导致反应无法保持高温状态。因此，在实际工程应用中需要合理控制通风量以保证更好的生物干化效果。
[1] 中华人民共和国住房和城乡建设部. 中国城乡建设统计年鉴 [G]. 2017.
[2] 张军文, 沈建. 城市果蔬垃圾处理现状及再利用对策 [J]. 安徽农业科学, 2017, 45(36): 41-43.
[3] MOHAMMED M, OZBAY I, DURMUSOGLU E. Bio-drying of green waste with high moisture content [J]. Process Safety and Environmental Protection, 2017, 111：420-427.
[4] HE P J, ZHAO L, ZHENG W, et al. Energy balance of a biodrying process for organic wastes of high moisture content: a review [J]. Drying Technology, 2013, 31(2): 132-145.
[5] YUAN J, ZHANG D F, LI Y, et al. Effects of adding bulking agents on biostabilization and drying of municipal solid waste [J]. Waste Management, 2017, 62：52-60.
[6] ZHOU H B, CHEN T B, GAO D, et al. Simulation of water removal process and optimization of aeration strategy in sewage sludge composting [J]. Bioresource Technology, 2014, 171：452-460.
[7] 赵进. 城市生活垃圾生物干化工艺优化设计研究 [D]. 武汉：武汉理工大学, 2015.
[8] 余旺, 黄绍松, 孙水裕, 等. 接种菌剂和外加能源对污泥生物干化效果的影响 [J]. 环境污染与防治, 2012, 34(8): 39-43.
[9] MOHAMMED M, DONKOR A, OZBAY I. Bio-drying of biodegradable waste for use as solid fuel: a sustainable approach for green waste management [J]. Agricultural Waste and Residues, 2018.
[10] ZHANG D F, LUO W H, YUAN J, et al. Co-biodrying of sewage sludge and organic fraction of municipal solid waste: role of mixing proportions [J]. Waste Management, 2018, 77:333-340.
[11] LIU H T, WANG Y W, LIU X J, et al. Reduction in greenhouse gas emissions from sludge biodrying instead of heat drying combined with mono-incineration in China [J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 2017, 67(2): 212-218.
[12] TOM A P, PAWELS R, HARIDAS A. Biodrying process: a sustainable technology for treatment of municipal solid waste with high moisture content [J]. Waste Management, 2016, 49:64-72.
[13] TAMBONE F, SCAGLIA B, SCOTTI S, et al. Effects of biodrying process on municipal solid waste properties [J]. Bioresource Technology, 2011, 102(16): 7443-7450.
[14] YUAN J, ZHANG D F, LI Y, et al. Effects of the aeration pattern, aeration rate, and turning frequency on municipal solid waste biodrying performance [J]. Journal of Environmental Management, 2018, 218:416-424.
[15] SONG X, MA J, GAO J D, et al. Optimization of bio-drying of kitchen waste: inoculation, initial moisture content and bulking agents [J]. Journal of Material Cycles and Waste Management, 2017, 19(1): 496-504.
[16] YANG B Q, HAO Z D, JAHNG D. Advances in biodrying technologies for converting organic wastes into solid fuel [J]. Drying Technology, 2017, 35(16): 1950-1969.
[17] VELIS C A, LONGHURST P J, DREW G H, et al. Biodrying for mechanical-biological treatment of wastes: A review of process science and engineering [J]. Bioresource Technology, 2009, 100(11): 2747-2761.
[18] 李春萍, 蔡先明, 秦侠, 等. 通风、翻堆和添加剂对垃圾生物干化和臭气排放的影响 [J]. 环境工程, 2014, 32(3): 83-86.
[19] YU D W, YANG M, QI L, et al. Effects of aeration on matrix temperature by infrared thermal imager and computational fluid dynamics during sludge bio-drying [J]. Water Research, 2017, 122:317-328.
[20] COLOMER-MENDOZA E J, HERRERA-PRATS L, ROBES-MARTINEZ F, et al. Effect of airflow on biodrying of gardening wastes in reactors [J]. Journal of Environmental Sciences, 2013, 25(5): 865-872.
[21] FREI K M, CAMERON D, STUART P R. Novel drying process using forced aeration through a porous biomass matrix [J]. Drying Technology, 2004, 22(5): 1191-1215.
[22] WU Z Y, CAI LU, KRAFFT THOMAS, et al. Biodrying performance and bacterial community structure under variable and constant aeration regimes during sewage sludge biodrying [J]. Drying Technology, 2017, 36(1): 84-92.
[23] ZHAO L, GU W M, SHAO L M, et al. Sludge bio-drying process at low ambient temperature: effect of bulking agent particle size and controlled temperature [J]. Drying Technology, 2012, 30(10): 1037-1044.
[24] MA J, ZHANG L, MU L, et al. Thermally assisted bio-drying of food waste: synergistic enhancement and energetic evaluation [J]. Waste Management, 2018, 80: 327-338.
[25] ZHANG D Q, HE P J, JIN T F, et al. Bio-drying of municipal solid waste with high water content by aeration procedures regulation and inoculation [J]. Bioresource Technology, 2008, 99(18): 8796-8802.
[26] MA J, ZHANG L, LI A M. Energy-efficient co-biodrying of dewatered sludge and food waste: synergistic enhancement and variables investigation [J]. Waste Management, 2016, 56:411-422.
[27] HUILINIR C, VILLEGAS M. Simultaneous effect of initial moisture content and airflow rate on biodrying of sewage sludge [J]. Water Research, 2015, 82:118-128.
[28] VILLEGAS M, HUILINIR C. Biodrying of sewage sludge: kinetics of volatile solids degradation under different initial moisture contents and air-flow rates [J]. Bioresource Technology, 2014, 174:33-41.
[29] SEN R, ANNACHHATRE A P. Effect of air flow rate and residence time on biodrying of cassava peel waste [J]. Internation Journal of Environmental Technology & Management, 2015, 18(1): 9-29.
[30] YANG B Q, ZHANG L, JAHNG D. Importance of initial moisture content and bulking agent for biodrying sewage sludge [J]. Drying Technology, 2014, 32(2): 135-144.
[31] ADANI F, BAIDO D, CALCATERRA E, et al. The influence of biomass temperature on biostabilization-biodrying of municipal solid waste [J]. Bioresource Technology, 2002, 83(3): 173-179.
[32] 赵卫兵, 汪家权, 胡淑恒, 等. 城市垃圾生物干化最佳工艺参数的优化研究 [J]. 环境工程, 2015, 33(8): 97-100.
[33] SUGNI M, CALCATERRA E, ADANI F. Biostabilization-biodrying of municipal solid waste by inverting air-flow [J]. Bioresource Technology, 2005, 96(12): 1331-1337.
[34] ZHAO S Q, HUANG W X, YIN R, et al. The effect of bio-drying pretreatment on heating values of municipal solid waste [J]. Advanced Materials Research, 2014, 1010-1012:537-546.
[35] SHAO L M, HE X, YANG N, et al. Biodrying of municipal solid waste under different ventilation modes: drying efficiency and aqueous pollution [J]. Waste Management & Research, 2012, 30(12): 1272-1280.
[36] 何品晶, 邵立明. 固体废物管理 [M]. 北京：高等教育出版社, 2004.
[37] SLEZAK R, KRZYSTEK L, LEDAKOWICZ S. Biological drying of municipal solid waste from landfill [J]. Drying Technology, 2019, 15:189-199.
[38] 李玉龙, 蔡文倍, 李登新. 碳氮比对垃圾干化及能源化利用的影响 [J]. 环境工程学报, 2017, 11(6): 3773-3779.
[39] 袁京, 张地方, 李赟, 等. 外加碳源对厨余垃圾生物干化效果的影响 [J]. 中国环境科学, 2017, 37(2): 628-635.