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【摘要】：为研究餐厨垃圾物料初始含水率对高温生物降解反应的影响，本研究利用自制高温生物降解反应装置对 3组不同初始含水率的物料进行了小规模降解试验，通过对样品水溶性TOC （TOC）、水溶性凯氏氮KN、水溶性C/N 、KN、pH以及含水率等指标的分析，来考察餐厨垃圾物料初始含水率对高温生物降解反应的影响。 实验结果表明，在接种量为1%，反应温度为55 ℃，水溶性C/N为20：1，通风量为0.8 m3/h，反应时间为7d的初始条件下，物料配比m米糠：m餐厨=1：3（即含水率约为58.5%）时，对餐厨垃圾高温生物降解反应具有较佳的降解效率。在此条件下，TOC由7. 994%降低为3.99，C/N由20.36降低至5.84，达到降解比较完全的程度，促进了餐厨垃圾物料高温生物降解速率，对促进高温生物降解反应具有一定的积极影响。
【关键词】：餐厨垃圾；高温生物降解；初始含水率；TOC；水溶性C/N
餐厨垃圾是家庭（餐饮单位抛弃的剩饭菜的通称，是城市生活垃圾的重要组成部分。据国家环境公报显示，我国 2014年城市生活垃圾的清运量已经达到了17，860.18万吨，按照餐厨垃圾占城市生活垃圾比例40-50%来计算，餐厨垃圾清运量为7144.072万——8930.09万吨[1]，而且随着餐饮业的高速发展，产生量还在迅速增加。传统的餐厨垃圾资源化技术是制备各种饲料，但该技术由于存在各种安全隐患而逐渐被各国政府限制或禁止，采取新的餐厨垃圾资源化处理方式逐步受到关注。其中，通过高温好氧降解技术（thermophilic aerobic digestion，TAD） 实现餐厨垃圾降解减量是目前的研究热点之一[2]。
该技术在高温条件（45-55℃）下，通过加快微生物的新陈代谢，提高餐厨垃圾中有机物质的降解速度，可快速、高效地将餐厨垃圾进行降解，实现垃圾的减量化、稳定化和资源化。该技术在降低对环境的危害，同时好氧消化耗时短，维护简便，运行成本低，如果利用人工加热的方式，好氧发酵时间会大大缩短，消化反应完全，所以通过高温好氧降解处理成为未来处理餐厨垃圾的有效方法之一[3]。通常为了保证高温好氧消化的顺利进行，需要在餐厨垃圾中添加一些辅料，如麦鼓、米糠等。这些辅料的作用主要是调节餐厨垃圾的含水率，增加物料的比表面积，提高与氧气接触反应的效率[4]。因此，本实验通过自制高温生物降解装置，对餐厨垃圾高温好氧消化工艺进行小型模拟试验。通过改变餐厨垃圾与辅料米糠配比改变初始物料含水率，并研究初始物料含水率对降解过程的影响。
1、实验设计
1.1 实验装置
实验装置采用自制的餐厨垃圾处理设备，装置总尺寸为H*D*L=2100mm*1000mm*1500mm，由不锈钢制成，一次能够处理约50kg的餐厨垃圾。
餐厨垃圾处理设备启动方式：向餐厨垃圾处理设备中投入当天收集到的餐厨垃圾，最后降解完成后统一出料。投入的餐厨垃圾先经过挤压脱水去除垃圾中的游离水，然后由粉碎装置对大块的垃圾进行细化处理，最后将经过预处理的餐厨垃圾传送到发酵容器内进行发酵降解处理。设备中安装有加温装置，主要包括离心风机和加热器，用来为发酵容器中的物料加温除湿和补充新鲜空气。设备的进料、脱水、粉碎、生物降解、出料等一系列工艺流程均实现集成自动化控制。
1.2 菌种
实验过程中人工添加外购的高效复合微生物菌剂（由苏柯汉研发的高效复合微生物菌剂）。使用过程中需要添加米糠作为辅料。
1.3 实验对象
本实验所用的餐厨垃圾来源于深圳市盐田区区政府机关食堂的中餐和晚餐的食物残余物。餐厨垃圾中主要包括有油、汤水、果皮、蔬菜、米面、鱼骨、肉、骨头等。经手工筛选除去其中的骨头等大块杂质，餐厨垃圾经食物破碎机破碎，压榨、脱水后混匀。
米糠，取自深圳某粮食加工厂，用于调节初始物料含水率和空隙率以及C/N比。餐厨垃圾及填料的相关理化性质见表1。
将米糠和脱水处理后的餐厨垃圾按照（0：1，1/3：1， 1：1）的比例混合后，投入反应器中，物料配比和含水率的关系见表2；物料总质量10 kg，反应温度控制在55℃左右，以高效微生物为接种菌种（接种量为1%），通风量为0.8m3/h，反应时间为1周。
1.5 实验参数检测方法
餐厨垃圾高温生物降解是一个复杂的好氧生化过程，作为一个固、液、气三相共存的复杂体系，在这一体系内，微生物为维持自身的活性不断地进行新陈代谢活动，因此餐厨垃圾又是一个存在大量生化反应的体系[5]。餐厨垃圾的复杂性决定了影响好氧降解过程的因素是多种多样的，而这些因素既相互独立又相互影响，这些因素主要包括有机质、含水量、C/N、pH 值，因而不能采用单一的指标对其进行评价。因此，本实验选取下述指标来研究含水率对餐厨垃圾高温生物降解反应的影响，指标的测量方法主要见表3。
2、结果与讨论
2.1 TOC的变化
不同含水率的餐厨垃圾对高温生物降解过程中TOC的影响如图1。结果表明，由于将脱水后的餐厨垃圾与米糠按照一定的比例混合后，导致物料的初始TOC与未添加米糠的物料相比有所下降，但是随着反应的进行，各实验样品中的TOC均出现快速降低的趋势。反应进行到24 h后，脱水后的餐厨垃圾与米糠混合的样品TOC降解速度开始加快，其中加入1/3比例的米糠样品降解幅度最大。当反应结束时，未添加米糠的物料（样品1），其 TOC含量由7. 994%降低为3. 99%，降解率50. 80%；添加1/3比例的米糠物料（样品2）的TOC含量为由6. 13%降低为1.29%，降解率为78. 95 %；添加比例为1：1的米糠物料（样品3）的TOC含量为由4. 27%降低为1. 67%，降解率为60. 89 %。
上述结果说明米糠等辅料的加入使得餐厨垃圾的含水率有所下降，从而提高了餐厨垃圾中有机物的降解效率，其中添加1/3比例的米糠（初始含水率为58%）物料（样品2）的有机物的降解效率最为明显。这可能是由于脱水后的餐厨垃圾物料含水率为74.53%，超过65%，过多的水分会填满颗粒间的孔隙并挤压餐厨垃圾物料，将原料孔隙中的空气排出，降低游离孔隙率，影响空气扩散，导致餐厨垃圾物料由于缺氧而向厌氧发酵转化，从而使得餐厨垃圾物料高温生物降解效率下降[6]；而当添加比例为1：1的米糠物料（样品3）其含水率为42.25%，水分含量接近40%，含水率过少会增大物料与空气的接触面积，空气接触面的增大虽然会提高微生物对氧气的利用率，但同时也会增加水分和热量的流失，水分无法满足微生物的新陈代谢需要，从而降餐厨垃圾原料内微生物活性受到抑制，降低降解反应速率，影响高温生物降解的顺利进行；而当添加比例为1/3：1的米糠物料（样品3）其含水率为58.50%，其含水率处于55-60%之间，符合好氧发酵的条件，因此，其降解效率最高。 2.2 KN的变化
水溶性的凯氏氮主要包括蛋白质等有机氮和氨氮，该参数的变化可反映微生物的生化过程及其对氮的利用情况[7]。如图2所示即为不同初始含水率下的餐厨垃圾高温生物降解过程下KN的变化。
实验结果表明，三种样品中的物料 KN大体呈先降后升的趋势；这主要是由于在反应初期，当细菌等微生物逐渐进入对数增长期，大量可溶态氮被用于合成自身菌体，该参数呈下降趋势；当微生物的异化作用大于同化作用，水溶态凯氏氮呈上升趋势，因此，KN会呈上升趋势[8]。 反应结束时，样品1中KN含量由0.397%升为0. 4%；样品2中凯氏氮回升较慢，KN含量由0.301%最终降低为0.221%；样品3由于反应过程中水分损失较大，导致物料总体质量偏小，KN含量由0.205%升为0. 225% ，因此凯氏氮所占比例偏大。同时，样品2中凯氏氮在前期下降较快且回升较慢，而且考虑到实际生产过程中，较高的米糠含量意味着降低了单位容积中处理餐厨垃圾的量，因此55%-60%范围的初始含水率的物料更符合实际生产需求。
2.3 C/N的变化
微生物的生长代谢需要一定的营养元素，其中C， N， P， K最为重要，所以C/N也是影响餐厨垃圾高温降解的重要因素之一[9]。如图3所示即为不同初始含水率的餐厨垃圾高温生物降解过程下C/N的变化。
实验结果表明，经过反应，不同含水率下物料中的水溶性C/N均迅速下降，反应结束时C/N均降至10以内，其中样品1的C/N由20. 13降低至9.99，样品2的C/N由20. 36降低至5.84，接近降解完全时水溶性C/N=5-6，说明样品2（含水率为58%）的物料降解较为完全，样品3的C/N由20. 82降低至7.42；不难看出，加入1/3和100%的米糠辅料能提高C/N的降低速度，有利于餐厨垃圾的好氧降解与快速稳定化转变，说明初始含水率对餐厨垃圾高温好氧降解速度的提高具有一定作用，其中加入1/3米糠辅料的样品2其含水率为58%，符合好氧发酵含水率55-60%的条件，因此能够得到较好的降解；而当添加比例为1：1的米糠物料（样品3）其含水率为42.25%，水分无法满足微生物的新陈代谢需要，从而降餐厨垃圾原料内微生物活性受到抑制，降低降解反应速率，使得样品3在高温生物降解下不完全；而样品1的物料含水率为74.53%，过多的水分会填满颗粒间的孔隙并挤压餐厨垃圾物料，将原料孔隙中的空气排出，降低游离孔隙率，影响空气扩散，导致餐厨垃圾物料由于缺氧而向厌氧发酵转化，从而使得餐厨垃圾物料高温生物降解效率下降[10]。
另外研究还发现，在反应开始的48 h内，C/N变化较为平缓，这是由于开始阶段微生物将有机物中的不溶性物质分解为水溶性有机物，导致TOC在反应开始的阶段逐步升高；48h后，微生物经过多次生命循环，氧化掉过量的C，C/N开始急剧下降，这与前人的研究结果相似。
2.4 pH的变化在高温生物降解的过程中，一般认为餐厨垃圾降解速率在pH值为6.5-7.5时最大，pH值过高或过低都会影响降解效率，作为评估降解环境的一项参数，pH值也是餐厨垃圾高温生物降解的重要影响因素之一[11]。在餐厨垃圾降解过程中，随着时间和温度的变化，pH值也发生变化，在高温生物降解的初期，细菌和真菌等微生物将大分子有机物质分解时，会释放出乙酸、丙酮酸等小分子有机酸，这些酸性物质积累会导致pH下降，因此各个样品物料的pH在反应初期下降很快；当反应进一步进行时，物料中蛋白质类有机物被微生物利用分解成氨氮，这将促使pH缓慢回升。因此，样品1、2、3在此过程中pH均呈现先下降后上升的趋势，其中样品2的变化趋势比较明显，样品3的变化趋势次之，样品1的变化趋势比较平缓，这可能是样品2处于55%-60%的含水率区间内，比较符合高温生物降解的条件，物料得到较好的降解，而样品3则由于含水率为42.45%，水分难以满足微生物的代谢需要，使得物料中微生物的活动相对不活跃，对蛋白质等有机物降解能力较样品1要低，降解不充分，产生的有机酸和氨气相对较少；样品1由于含水率较高，导致物料较难进行好氧降解，使得降解效率较低，对蛋白质等有机物降解能力弱。
2.5 含水率的变化
在餐厨垃圾的生物降解过程中，水分的主要作用是溶解有机物，参与微生物新陈代谢，同时水分蒸发时带走热量，调节降解温度，因此物料的含水率变化通常和通风量以及温度相关[12]。如图5所示即为不同初始含水率的餐厨垃圾高温生物降解过程下含水率的变化。
由实验结果可以得知，在相同的温度与通风条件下，样品1、2、3的物料含水率均降至25%以下，达到较高的减量效率，可以满足我国有机肥料含水率的要求。同时发现，实验中初始含水率为42.45%的样品2物料含水率下降较快，结束时降至21.75%。主要是由于物料空隙较大，颗粒间的空隙水和毛细水大量蒸发引起的。而含水率为58.5%，74.53%的物料由于反应器内的通风和加热的影响，含水率也逐步下降，反应后期下降较快。其原因主要是反应初期微生物的呼吸作用旺盛，产生大量水分，通风和加热带走的水分可以得到相应的补充，反应后期，随着可降解物质的减少，含水率已经降低至不适合微生物生长的40%左右。因此呼吸作用产生的水分较少，物料中的水分大量蒸发，含水率在反应后期迅速下降[13]。由此可以看出，只要保证适当的通风和加热，不同含水率的物料通过高温好氧消化，水分都可降至合适的范围。
3、结论
（1）物料其初始含水率不同对微生物的活性造成一定的影响。当水分过高，水分会填满颗粒间的孔隙并挤压餐厨垃圾物料，将原料孔隙中的空气排出，降低游离孔隙率，影响空气扩散，抑制微生物的好氧反应，降低降解反应速率；当含水率过少，水分无法满足微生物的新陈代谢需要，从而使餐厨垃圾原料内微生物活性受到抑制，降低降解反应速率；因此不同的初始物料含水率可以明显地影响微生物对物料有机质的降解。综合实验过程中水溶性TOC的降解率与实际生产过程的要求，含水率处于55%-60%时降解率最佳。 （2）物料其初始含水率不同对餐厨物料的凯氏氮影响不大。由于微生物对底物的分解作用，水溶性凯氏氮的含量变化大致呈先下降后缓慢上升的趋势，差距并不明显。
（3）物料其初始含水率不同对物料的C/N造成一定的影响。各物料水溶性C/N均下降到10以下，但当物料含水率过高或过低时，C/N均未能完全降至5-6，表明该降解反应并不充分，仍处于一次发酵阶段；而当物料含水率处于55%-60%时，C/N处于5-6之间，表明该降解反应比较充分。这就意味着物料其初始含水率影响物料的C/N与降解效率。
（4）物料其初始含水率不同对餐厨物料的pH具有一定的影响。样品1、2、3在此高温生物降解过程中pH均呈现先下降后上升的趋势，其中样品2的变化趋势比较明显，样品3的变化趋势次之。这可能是样品2有机物的降解效率≥样品3有机物的降解效率≥样品1有机物的降解效率。
（5）物料其初始含水率不同对餐厨物料的含水率影响不大。只要保证适当的通风和加热，不同含水率的物料通过高温好氧消化，水分都可以降至低于25%的范围。
【参考文献】：
[1] 中华人民共和国国家统计局，中国统计年鉴[M].北京：中国统计出版社，2015
[2] 李权柄，汪华林，张振华，等. 两段式热解厨余垃圾实验研究[J].环境工程学报，2009，3 （1） ： 147-148
[3] 吕凡， 何品晶， 邵立明， 等. 餐厨垃圾高温好氧生物消化工艺控制条件优化[J]. 同济大学学报， 2003， 31（2）： 233-238.
[4] 席北斗， 刘鸿亮， 孟伟， 等. 厨余垃圾堆肥蓬松剂技术研究[J]. 安全与环境学报， 2003， 3（3）：41-45
[5] 刘云， 李晓姣， 袁进. 餐厨垃圾的微生物处理技术研究发展[J]. 环境卫生工程， 2011， 19（4）：28-31.
[6] 高定， 张军， 陈同斌， 等. 好氧生物堆肥过程中有机质降解模型的研究进展[J]. 2010， 26（11）：153-156.
[7] 谢炜平，邹原，唐建军，等.初始物料含水率对餐厨垃圾高温好氧消化过程的影响[J].环境卫生工程，2010，6（3），13
[8] Zhang D. Q，Tan S. K，Gersberg R. M. Municipal solid waste management in China： Status， problems and c；hallenges. Journal of Environmental Management 2010，91 （8）： 1623-1633
[9] Kuo W. C，Lai W L. Treatment of kitchen waste using amobile thermophilic； anaerobic； digestion system. Renewable Energy，2010，35 （10）：2335-2339
[10] 任连海，钱枫，曹栩然，等.餐厨垃圾好氧堆肥过程参数的变化规律分析[J].北京工商大学学报（自然科学版），2007，25（2）：1
[11] 杨延梅，张相锋，杨志峰，等.厨余好氧堆肥中的氮素转化与氮素损失研究[J].环境科学与技术，2006，29 （12）：54-58
[12] 赵宋敏，李定龙，王晋，等. 基于活性污泥的餐厨垃圾厌氧发酵产酸研究[J].环境工程学报， 2011，5 （1） ：205- 208
[13] 任连海，何亮，宁娜，等餐厨垃圾高效好氧堆肥过程参数的影响因素研究[J].北京工商大学学报：自然科学版，2011， 28（5）： 40-44.
基金项目：科技应用示范项目（KJYY20140829092048271）
项目名称：生物降解技术在餐厨垃圾处理中的应用示范
第一作者简介：成昕（1972-），男，汉族，湖南省长沙市人，硕士研究生，从事餐厨垃圾资源化利用与处理工作。
【关键词】：餐厨垃圾；高温生物降解；初始含水率；TOC；水溶性C/N
餐厨垃圾是家庭（餐饮单位抛弃的剩饭菜的通称，是城市生活垃圾的重要组成部分。据国家环境公报显示，我国 2014年城市生活垃圾的清运量已经达到了17，860.18万吨，按照餐厨垃圾占城市生活垃圾比例40-50%来计算，餐厨垃圾清运量为7144.072万——8930.09万吨[1]，而且随着餐饮业的高速发展，产生量还在迅速增加。传统的餐厨垃圾资源化技术是制备各种饲料，但该技术由于存在各种安全隐患而逐渐被各国政府限制或禁止，采取新的餐厨垃圾资源化处理方式逐步受到关注。其中，通过高温好氧降解技术（thermophilic aerobic digestion，TAD） 实现餐厨垃圾降解减量是目前的研究热点之一[2]。
该技术在高温条件（45-55℃）下，通过加快微生物的新陈代谢，提高餐厨垃圾中有机物质的降解速度，可快速、高效地将餐厨垃圾进行降解，实现垃圾的减量化、稳定化和资源化。该技术在降低对环境的危害，同时好氧消化耗时短，维护简便，运行成本低，如果利用人工加热的方式，好氧发酵时间会大大缩短，消化反应完全，所以通过高温好氧降解处理成为未来处理餐厨垃圾的有效方法之一[3]。通常为了保证高温好氧消化的顺利进行，需要在餐厨垃圾中添加一些辅料，如麦鼓、米糠等。这些辅料的作用主要是调节餐厨垃圾的含水率，增加物料的比表面积，提高与氧气接触反应的效率[4]。因此，本实验通过自制高温生物降解装置，对餐厨垃圾高温好氧消化工艺进行小型模拟试验。通过改变餐厨垃圾与辅料米糠配比改变初始物料含水率，并研究初始物料含水率对降解过程的影响。
1、实验设计
1.1 实验装置
实验装置采用自制的餐厨垃圾处理设备，装置总尺寸为H*D*L=2100mm*1000mm*1500mm，由不锈钢制成，一次能够处理约50kg的餐厨垃圾。
餐厨垃圾处理设备启动方式：向餐厨垃圾处理设备中投入当天收集到的餐厨垃圾，最后降解完成后统一出料。投入的餐厨垃圾先经过挤压脱水去除垃圾中的游离水，然后由粉碎装置对大块的垃圾进行细化处理，最后将经过预处理的餐厨垃圾传送到发酵容器内进行发酵降解处理。设备中安装有加温装置，主要包括离心风机和加热器，用来为发酵容器中的物料加温除湿和补充新鲜空气。设备的进料、脱水、粉碎、生物降解、出料等一系列工艺流程均实现集成自动化控制。
1.2 菌种
实验过程中人工添加外购的高效复合微生物菌剂（由苏柯汉研发的高效复合微生物菌剂）。使用过程中需要添加米糠作为辅料。
1.3 实验对象
本实验所用的餐厨垃圾来源于深圳市盐田区区政府机关食堂的中餐和晚餐的食物残余物。餐厨垃圾中主要包括有油、汤水、果皮、蔬菜、米面、鱼骨、肉、骨头等。经手工筛选除去其中的骨头等大块杂质，餐厨垃圾经食物破碎机破碎，压榨、脱水后混匀。
米糠，取自深圳某粮食加工厂，用于调节初始物料含水率和空隙率以及C/N比。餐厨垃圾及填料的相关理化性质见表1。
将米糠和脱水处理后的餐厨垃圾按照（0：1，1/3：1， 1：1）的比例混合后，投入反应器中，物料配比和含水率的关系见表2；物料总质量10 kg，反应温度控制在55℃左右，以高效微生物为接种菌种（接种量为1%），通风量为0.8m3/h，反应时间为1周。
1.5 实验参数检测方法
餐厨垃圾高温生物降解是一个复杂的好氧生化过程，作为一个固、液、气三相共存的复杂体系，在这一体系内，微生物为维持自身的活性不断地进行新陈代谢活动，因此餐厨垃圾又是一个存在大量生化反应的体系[5]。餐厨垃圾的复杂性决定了影响好氧降解过程的因素是多种多样的，而这些因素既相互独立又相互影响，这些因素主要包括有机质、含水量、C/N、pH 值，因而不能采用单一的指标对其进行评价。因此，本实验选取下述指标来研究含水率对餐厨垃圾高温生物降解反应的影响，指标的测量方法主要见表3。
2、结果与讨论
2.1 TOC的变化
不同含水率的餐厨垃圾对高温生物降解过程中TOC的影响如图1。结果表明，由于将脱水后的餐厨垃圾与米糠按照一定的比例混合后，导致物料的初始TOC与未添加米糠的物料相比有所下降，但是随着反应的进行，各实验样品中的TOC均出现快速降低的趋势。反应进行到24 h后，脱水后的餐厨垃圾与米糠混合的样品TOC降解速度开始加快，其中加入1/3比例的米糠样品降解幅度最大。当反应结束时，未添加米糠的物料（样品1），其 TOC含量由7. 994%降低为3. 99%，降解率50. 80%；添加1/3比例的米糠物料（样品2）的TOC含量为由6. 13%降低为1.29%，降解率为78. 95 %；添加比例为1：1的米糠物料（样品3）的TOC含量为由4. 27%降低为1. 67%，降解率为60. 89 %。
上述结果说明米糠等辅料的加入使得餐厨垃圾的含水率有所下降，从而提高了餐厨垃圾中有机物的降解效率，其中添加1/3比例的米糠（初始含水率为58%）物料（样品2）的有机物的降解效率最为明显。这可能是由于脱水后的餐厨垃圾物料含水率为74.53%，超过65%，过多的水分会填满颗粒间的孔隙并挤压餐厨垃圾物料，将原料孔隙中的空气排出，降低游离孔隙率，影响空气扩散，导致餐厨垃圾物料由于缺氧而向厌氧发酵转化，从而使得餐厨垃圾物料高温生物降解效率下降[6]；而当添加比例为1：1的米糠物料（样品3）其含水率为42.25%，水分含量接近40%，含水率过少会增大物料与空气的接触面积，空气接触面的增大虽然会提高微生物对氧气的利用率，但同时也会增加水分和热量的流失，水分无法满足微生物的新陈代谢需要，从而降餐厨垃圾原料内微生物活性受到抑制，降低降解反应速率，影响高温生物降解的顺利进行；而当添加比例为1/3：1的米糠物料（样品3）其含水率为58.50%，其含水率处于55-60%之间，符合好氧发酵的条件，因此，其降解效率最高。 2.2 KN的变化
水溶性的凯氏氮主要包括蛋白质等有机氮和氨氮，该参数的变化可反映微生物的生化过程及其对氮的利用情况[7]。如图2所示即为不同初始含水率下的餐厨垃圾高温生物降解过程下KN的变化。
实验结果表明，三种样品中的物料 KN大体呈先降后升的趋势；这主要是由于在反应初期，当细菌等微生物逐渐进入对数增长期，大量可溶态氮被用于合成自身菌体，该参数呈下降趋势；当微生物的异化作用大于同化作用，水溶态凯氏氮呈上升趋势，因此，KN会呈上升趋势[8]。 反应结束时，样品1中KN含量由0.397%升为0. 4%；样品2中凯氏氮回升较慢，KN含量由0.301%最终降低为0.221%；样品3由于反应过程中水分损失较大，导致物料总体质量偏小，KN含量由0.205%升为0. 225% ，因此凯氏氮所占比例偏大。同时，样品2中凯氏氮在前期下降较快且回升较慢，而且考虑到实际生产过程中，较高的米糠含量意味着降低了单位容积中处理餐厨垃圾的量，因此55%-60%范围的初始含水率的物料更符合实际生产需求。
2.3 C/N的变化
微生物的生长代谢需要一定的营养元素，其中C， N， P， K最为重要，所以C/N也是影响餐厨垃圾高温降解的重要因素之一[9]。如图3所示即为不同初始含水率的餐厨垃圾高温生物降解过程下C/N的变化。
实验结果表明，经过反应，不同含水率下物料中的水溶性C/N均迅速下降，反应结束时C/N均降至10以内，其中样品1的C/N由20. 13降低至9.99，样品2的C/N由20. 36降低至5.84，接近降解完全时水溶性C/N=5-6，说明样品2（含水率为58%）的物料降解较为完全，样品3的C/N由20. 82降低至7.42；不难看出，加入1/3和100%的米糠辅料能提高C/N的降低速度，有利于餐厨垃圾的好氧降解与快速稳定化转变，说明初始含水率对餐厨垃圾高温好氧降解速度的提高具有一定作用，其中加入1/3米糠辅料的样品2其含水率为58%，符合好氧发酵含水率55-60%的条件，因此能够得到较好的降解；而当添加比例为1：1的米糠物料（样品3）其含水率为42.25%，水分无法满足微生物的新陈代谢需要，从而降餐厨垃圾原料内微生物活性受到抑制，降低降解反应速率，使得样品3在高温生物降解下不完全；而样品1的物料含水率为74.53%，过多的水分会填满颗粒间的孔隙并挤压餐厨垃圾物料，将原料孔隙中的空气排出，降低游离孔隙率，影响空气扩散，导致餐厨垃圾物料由于缺氧而向厌氧发酵转化，从而使得餐厨垃圾物料高温生物降解效率下降[10]。
另外研究还发现，在反应开始的48 h内，C/N变化较为平缓，这是由于开始阶段微生物将有机物中的不溶性物质分解为水溶性有机物，导致TOC在反应开始的阶段逐步升高；48h后，微生物经过多次生命循环，氧化掉过量的C，C/N开始急剧下降，这与前人的研究结果相似。
2.4 pH的变化在高温生物降解的过程中，一般认为餐厨垃圾降解速率在pH值为6.5-7.5时最大，pH值过高或过低都会影响降解效率，作为评估降解环境的一项参数，pH值也是餐厨垃圾高温生物降解的重要影响因素之一[11]。在餐厨垃圾降解过程中，随着时间和温度的变化，pH值也发生变化，在高温生物降解的初期，细菌和真菌等微生物将大分子有机物质分解时，会释放出乙酸、丙酮酸等小分子有机酸，这些酸性物质积累会导致pH下降，因此各个样品物料的pH在反应初期下降很快；当反应进一步进行时，物料中蛋白质类有机物被微生物利用分解成氨氮，这将促使pH缓慢回升。因此，样品1、2、3在此过程中pH均呈现先下降后上升的趋势，其中样品2的变化趋势比较明显，样品3的变化趋势次之，样品1的变化趋势比较平缓，这可能是样品2处于55%-60%的含水率区间内，比较符合高温生物降解的条件，物料得到较好的降解，而样品3则由于含水率为42.45%，水分难以满足微生物的代谢需要，使得物料中微生物的活动相对不活跃，对蛋白质等有机物降解能力较样品1要低，降解不充分，产生的有机酸和氨气相对较少；样品1由于含水率较高，导致物料较难进行好氧降解，使得降解效率较低，对蛋白质等有机物降解能力弱。
2.5 含水率的变化
在餐厨垃圾的生物降解过程中，水分的主要作用是溶解有机物，参与微生物新陈代谢，同时水分蒸发时带走热量，调节降解温度，因此物料的含水率变化通常和通风量以及温度相关[12]。如图5所示即为不同初始含水率的餐厨垃圾高温生物降解过程下含水率的变化。
由实验结果可以得知，在相同的温度与通风条件下，样品1、2、3的物料含水率均降至25%以下，达到较高的减量效率，可以满足我国有机肥料含水率的要求。同时发现，实验中初始含水率为42.45%的样品2物料含水率下降较快，结束时降至21.75%。主要是由于物料空隙较大，颗粒间的空隙水和毛细水大量蒸发引起的。而含水率为58.5%，74.53%的物料由于反应器内的通风和加热的影响，含水率也逐步下降，反应后期下降较快。其原因主要是反应初期微生物的呼吸作用旺盛，产生大量水分，通风和加热带走的水分可以得到相应的补充，反应后期，随着可降解物质的减少，含水率已经降低至不适合微生物生长的40%左右。因此呼吸作用产生的水分较少，物料中的水分大量蒸发，含水率在反应后期迅速下降[13]。由此可以看出，只要保证适当的通风和加热，不同含水率的物料通过高温好氧消化，水分都可降至合适的范围。
3、结论
（1）物料其初始含水率不同对微生物的活性造成一定的影响。当水分过高，水分会填满颗粒间的孔隙并挤压餐厨垃圾物料，将原料孔隙中的空气排出，降低游离孔隙率，影响空气扩散，抑制微生物的好氧反应，降低降解反应速率；当含水率过少，水分无法满足微生物的新陈代谢需要，从而使餐厨垃圾原料内微生物活性受到抑制，降低降解反应速率；因此不同的初始物料含水率可以明显地影响微生物对物料有机质的降解。综合实验过程中水溶性TOC的降解率与实际生产过程的要求，含水率处于55%-60%时降解率最佳。 （2）物料其初始含水率不同对餐厨物料的凯氏氮影响不大。由于微生物对底物的分解作用，水溶性凯氏氮的含量变化大致呈先下降后缓慢上升的趋势，差距并不明显。
（3）物料其初始含水率不同对物料的C/N造成一定的影响。各物料水溶性C/N均下降到10以下，但当物料含水率过高或过低时，C/N均未能完全降至5-6，表明该降解反应并不充分，仍处于一次发酵阶段；而当物料含水率处于55%-60%时，C/N处于5-6之间，表明该降解反应比较充分。这就意味着物料其初始含水率影响物料的C/N与降解效率。
（4）物料其初始含水率不同对餐厨物料的pH具有一定的影响。样品1、2、3在此高温生物降解过程中pH均呈现先下降后上升的趋势，其中样品2的变化趋势比较明显，样品3的变化趋势次之。这可能是样品2有机物的降解效率≥样品3有机物的降解效率≥样品1有机物的降解效率。
（5）物料其初始含水率不同对餐厨物料的含水率影响不大。只要保证适当的通风和加热，不同含水率的物料通过高温好氧消化，水分都可以降至低于25%的范围。
【参考文献】：
[1] 中华人民共和国国家统计局，中国统计年鉴[M].北京：中国统计出版社，2015
[2] 李权柄，汪华林，张振华，等. 两段式热解厨余垃圾实验研究[J].环境工程学报，2009，3 （1） ： 147-148
[3] 吕凡， 何品晶， 邵立明， 等. 餐厨垃圾高温好氧生物消化工艺控制条件优化[J]. 同济大学学报， 2003， 31（2）： 233-238.
[4] 席北斗， 刘鸿亮， 孟伟， 等. 厨余垃圾堆肥蓬松剂技术研究[J]. 安全与环境学报， 2003， 3（3）：41-45
[5] 刘云， 李晓姣， 袁进. 餐厨垃圾的微生物处理技术研究发展[J]. 环境卫生工程， 2011， 19（4）：28-31.
[6] 高定， 张军， 陈同斌， 等. 好氧生物堆肥过程中有机质降解模型的研究进展[J]. 2010， 26（11）：153-156.
[7] 谢炜平，邹原，唐建军，等.初始物料含水率对餐厨垃圾高温好氧消化过程的影响[J].环境卫生工程，2010，6（3），13
[8] Zhang D. Q，Tan S. K，Gersberg R. M. Municipal solid waste management in China： Status， problems and c；hallenges. Journal of Environmental Management 2010，91 （8）： 1623-1633
[9] Kuo W. C，Lai W L. Treatment of kitchen waste using amobile thermophilic； anaerobic； digestion system. Renewable Energy，2010，35 （10）：2335-2339
[10] 任连海，钱枫，曹栩然，等.餐厨垃圾好氧堆肥过程参数的变化规律分析[J].北京工商大学学报（自然科学版），2007，25（2）：1
[11] 杨延梅，张相锋，杨志峰，等.厨余好氧堆肥中的氮素转化与氮素损失研究[J].环境科学与技术，2006，29 （12）：54-58
[12] 赵宋敏，李定龙，王晋，等. 基于活性污泥的餐厨垃圾厌氧发酵产酸研究[J].环境工程学报， 2011，5 （1） ：205- 208
[13] 任连海，何亮，宁娜，等餐厨垃圾高效好氧堆肥过程参数的影响因素研究[J].北京工商大学学报：自然科学版，2011， 28（5）： 40-44.
基金项目：科技应用示范项目（KJYY20140829092048271）
项目名称：生物降解技术在餐厨垃圾处理中的应用示范
第一作者简介：成昕（1972-），男，汉族，湖南省长沙市人，硕士研究生，从事餐厨垃圾资源化利用与处理工作。