餐厨垃圾的微生物处理技术研究进展

刘 云，李晓姣，袁 进

（山西省生态环境研究中心，山西 太原 030002）

餐厨垃圾的微生物处理技术研究进展

刘 云，李晓姣，袁 进

（山西省生态环境研究中心，山西 太原 030002）

在分析餐厨垃圾现有处理技术的基础上，阐述了好氧堆肥和厌氧发酵（产氢和产甲烷）技术在餐厨垃圾处理方面的研究进展及其影响因素，并提出了其在处理餐厨垃圾方面存在的问题和研究方向。

餐厨垃圾；微生物处理；好氧堆肥；厌氧发酵

1 餐厨垃圾的主要处理方法

在我国城市生活垃圾结构中，餐厨垃圾所占的比例为30%～50%［1］，其所占比例较大，适宜专门收集和集中处理。目前，餐厨垃圾的主要处置方式有焚烧、填埋、饲料化和生物处理技术［2］。其中，焚烧和填埋是餐厨垃圾混入生活垃圾中的一种辅助处理方式，饲料化和生物处理技术是现阶段规范化处理餐厨垃圾的主流工艺。我国餐厨垃圾规范化管理和处理尚处于起步阶段，多数城市尚未建立餐厨垃圾收运监管体系和集中处置设施，部分餐厨垃圾被非法收运进入地下作坊，提炼地沟油的现象仍然存在。

餐厨垃圾混入生活垃圾中进入填埋场不仅占用大量的库容，而且渗沥液中产生的大量高浓度有机污染物，大大增加了填埋场渗沥液处理的负荷和难度；餐厨垃圾的含水率高，与生活垃圾一并焚烧处理，在降低垃圾热值的同时还会因燃烧不充分而产生二恶英等，造成环境的二次污染。另外，餐厨垃圾焚烧、填埋处理还会导致大量有机物的浪费，因此许多国家和地区（如美国、欧盟、韩国和日本等）已经出台多项法律法规，严禁将餐厨垃圾作为普通生活垃圾进行填埋和焚烧处置［3-6］。

餐厨垃圾中含有大量的营养元素和有机物质使其作为饲料具有一定的优势，但出于安全性考虑，许多国家均禁止直接将餐厨垃圾用作动物饲料。饲料化技术主要指将餐厨垃圾经物理法高温消毒和烘干粉碎后制成动物饲料或经微生物发酵处理后制成生物蛋白饲料，但由于物理法处理后的饲料中存在动物源成分，动物食用存在一定的安全隐患，而经微生物发酵后虽然可以提高饲料的营养价值、改善适口度和提高吸收效果，但很难保证将餐厨垃圾中的动物源成分彻底转化，所以仍然可能存在蛋白同源性污染问题［7］。因此饲料化技术处理餐厨垃圾的安全性问题是今后值得研究的课题。

根据餐厨垃圾有机质含量高和易生物降解的特点，采用生物处理技术进行堆肥或发酵产气是实现餐厨垃圾减量化、资源化和无害化处理较安全可行的方法。目前餐厨垃圾常用的生物处理技术包括蚯蚓堆肥、好氧堆肥和厌氧发酵产气，其中好氧堆肥和厌氧发酵是迄今为止技术较成熟且研究应用最广泛的2种生物处理技术，餐厨垃圾经生物处理后可生产出有机肥和生物气等高附加值的产品［6］。

2 餐厨垃圾的微生物处理技术

2.1 餐厨垃圾好氧堆肥技术

2.1.1 好氧堆肥的原理及工艺系统

好氧堆肥是在有氧条件下，利用好氧微生物的新陈代谢活动将堆体中的有机质转化为易于被动植物利用的饲料或肥料。好氧堆肥堆体温度较高，一般在50～60℃，也称为高温好氧堆肥。堆肥过程一般分为2个阶段，第1阶段是高速堆肥阶段，第2阶段是熟化阶段，通常在堆肥过程中需投加添加剂，以提高堆肥底物的可生物降解性和增加堆体通风性能。好氧堆肥技术降解有机质速度快、堆料分解彻底，同时能有效杀灭病原微生物，是处理高有机质固体废物的一种有效手段。

好氧堆肥的工艺系统主要有条垛式、强制通风静态垛式和反应器系统（也称发酵仓） 3类。反应器式系统是一种环境可控的堆肥方式，通过对物料封闭的容器控制通风和水分条件，使物料进行生物降解和转化。其不同于前2种系统的最大特点在于相对于外部环境的独立性，因此在实验中反应器系统得到了广泛的研究与应用，常用的反应器堆肥系统有固定床式、包裹仓式、旋转仓式和搅动仓式等［8］。

2.1.2 好氧堆肥的影响因素及研究进展

好氧堆肥技术广泛应用于城市生活垃圾、污泥和家禽粪便等高有机质固体废物的处理［9-12］。餐厨垃圾的有机物含量高，营养元素丰富，C/N适中，非常适用于作堆肥原料，因此在我国的一些大中型城市也逐渐将好氧堆肥法作为餐厨垃圾资源化处理的一种方式，例如北京市南宫餐厨垃圾好氧堆肥处理厂［13］。目前餐厨垃圾好氧堆肥的研究主要集中在堆肥微生物的选择和控制、堆肥反应器的改进、工艺条件控制优化以及堆肥添加剂的应用等方面。

微生物种类和活性是影响堆肥熟化时间和堆肥质量最重要的因素。好氧微生物吸收利用有机物的能力取决于它们产生的可以分解底物酶的活性，堆肥底物越复杂，所需要的酶系统就越多且越综合。好氧堆肥中有机底物的降解主要是以细菌、放线菌和真菌等为主的微生物共同作用的结果，在堆肥过程的不同阶段存在不同的优势菌群，在常温期（＜55℃） 和高温期（＞55℃） 微生物群落结构差别较大［14-15］。通常影响微生物活性的生态因子，如水分、底物C/N、氧含量、温度和pH等均影响好氧堆肥过程，因此在好氧堆肥过程中需合理控制这些生态因子，以使微生物对有机底质的分解处于最佳的水平［8，15］。

专家学者对影响餐厨垃圾好氧堆肥过程的工艺条件进行了大量的研究和优化。J．I．Chang 等［16］利用自制食物残渣好氧堆肥实验研究表明，该类垃圾堆肥可在4 d内完成，堆肥过程分为2个阶段，第1阶段发生在8～12 h，最高温度为48～52℃，第2阶段发生在55～65 h，最高温度为55～62℃，堆肥过程中CO2的形成和O2的利用率与温度成线性关系。韩涛等［17］在讨论单一因素对餐厨垃圾堆肥进程影响的基础上，对餐厨垃圾好氧堆肥的工艺条件进行优化，通过实验得出的最佳堆肥条件为环境温度40℃、含水率50%、粒径30 mm、通风量4 L/min，其中环境温度对堆肥过程影响最为明显。席北斗等［18］研究了不同蓬松剂对餐厨垃圾堆肥过程中理化特性的影响，结果表明添加马粪和锯末可明显改善堆料孔隙率，吸收多余水分，同时加速氧和有机物的传输速率，改善好氧堆肥的微环境。杨延梅等［19］研究了厨余和泔脚分别与木屑混合后好氧堆肥过程中微生物和氮素的变化情况，结果表明：与厨余堆肥相比，泔脚堆肥具有初始水溶性高、堆肥pH低、高温持续时间长、CO2释放率高、氮素损失低和肥料含氮量高等特点。2.1.3 好氧堆肥存在的问题及研究方向

餐厨垃圾好氧堆肥的优点是处理方法简单、堆肥产品中能保留较多的氮，可用于农业或制作动物饲料，其缺点是占地面积大、堆肥周期长，同时餐厨垃圾中的高盐分含量不利于微生物的生长，制约了好氧堆肥处理技术的堆肥效果和质量。

今后应着重研究餐厨垃圾的脱盐工艺以及餐厨垃圾中的盐分对堆肥过程中微生物活性和堆肥产品质量的影响，同时加快研究开发自动化和机械化程度较高的好氧堆肥生化反应器，通过改进堆肥反应器和优化工艺条件缩短堆肥周期，提高堆肥产品质量，同时减小堆肥过程中的臭气对环境的影响。

2.2 餐厨垃圾厌氧发酵技术

2.2.1 厌氧发酵对有机质的降解机理

厌氧发酵是一个多步骤、多种微生物参与的过程。厌氧发酵被普遍认为是一个3阶段的复杂反应过程，即水解阶段、产氢产乙酸阶段和产甲烷阶段［20］。在整个厌氧发酵过程中，通过3大类菌群（发酵性细菌、产氢产乙酸菌和产甲烷菌）的相互协同作用，最终使复杂的有机物降解为CH4、H2和 CO2等气体。

厌氧发酵过程中有机质的降解机理主要包括丁酸型、丙酸型和乙醇型3种类型。可溶性碳水化合物（如糖类和淀粉等）的发酵类型以丁酸型为主，发酵的主要末端产物为丁酸、乙酸、H2、CO2和少量的丙酸；含氮有机化合物主要以丙酸型发酵为主，其特点是气体的产生量很少；乙醇型发酵的末端发酵产物以乙酸、乙醇为主，发酵液中含有大量的H＋，对产氢和产甲烷都有优势。

2.2.2 厌氧发酵的影响因素及研究进展

目前餐厨垃圾的厌氧发酵技术研究主要集中在水解酸化工艺及反应器的设计、产氢和产甲烷菌种的选择与分离、发酵过程工艺条件的优化以及两相法产氢和产甲烷等方面。

对于餐厨垃圾这种大分子有机物来说，蛋白质、糖类和脂肪等大分子的降解十分重要，水解酸化程度的高低将直接影响生物气的产率，水解酸化程度的好坏除了与操作条件有关外，还与反应器的设计构造有关。史红钻等［21］对酸化反应器做了改进，实现了酸化液与未消化固体物料的分离，可将水解酸化过程中产生的酸化液及时地提取出来，而未消化的固体物料则继续留在酸化反应器进行酸化，达到了对未消化物料的彻底酸化。B．Zhang等［22］研究了两相法中pH对餐厨垃圾酸化过程的影响，结果表明在pH＝7时，86%的总有机碳（TOD）处于溶解性状态，大多数蛋白质可被降解形成氨氮，氨氮增加了体系对酸的缓冲能力，因此提高了餐厨垃圾的水解与酸化速率，同时酸化产物中乳酸的浓度相对更低，这给后续的产甲烷阶段创造了良好的条件。

餐厨垃圾厌氧产氢通常和水解酸化在同一个反应器内完成，产氢效率受产氢菌种、生态因子（如pH、氧化还原电位ORP、温度和底物等）以及水力停留时间等因素的限制。通常利用产氢菌比产甲烷菌能耐受更宽的pH，产氢发酵细菌的生长速度比产甲烷菌快的特点［23-24］，通过改变pH和水力停留时间等参数来实现对产氢细菌和产甲烷细菌动态分离，提高反应器的产氢能力。任南琪等［25］在高效产氢菌的分离、产氢菌的生态因子优化方面做了大量的研究工作。而在餐厨垃圾产氢的实验研究中，产氢菌源则主要来自污泥，张振宏等［26］分别研究了活性污泥、矿化污泥和矿化垃圾作为产氢菌源对餐厨垃圾产氢的影响，结果发现活性污泥的产氢效果最好，其氢气浓度和产氢量分别为 47．1%和 100 mL/g。J．J．Lay 等［27］利用活性污泥作为发酵产氢菌源，利用不同化学组成的餐厨垃圾在反应器中进行了发酵产氢，结果表明富含糖类垃圾的产氢能力是脂类和蛋白质类垃圾的 20倍。Z．K．Lee等［28］对厨余垃圾厌氧发酵产氢过程的研究表明，在发酵温度为55℃，pH在6．0～7．0时，发酵反应速率最快，pH对发酵过程影响较小，COD的产氢率为0．48 mmol/g。杨占春等［29］利用高温预处理过的活性污泥作为种泥，对餐厨垃圾厌氧发酵制氢的工艺条件进行了优化，最终得到的气体中氢气的体积可达60%，氢气的产生速率为 5．49 m3/（m3·d）。

产氢和产甲烷是一个相互竞争的过程，特别是产甲烷菌对pH的依赖性较强，水解酸化阶段形成的酸性物质可能抑制产甲烷菌的活性，因此实验研究中比较常见的是将产酸和产甲烷2个阶段分开在不同的消化反应器中进行（两相法）以提高底物的利用和产甲烷速率。两相法产甲烷的研究主要集中在水解酸化反应器的设计改进以及运行工艺参数的优化方面。S．Ghosh等［30］用试验规模的单相反应器和两相反应器处理餐厨垃圾，结果表明采用两相处理工艺时甲烷量可以提高约20%。然而，尽管在研究报道上两相法多于单相法，但在工业应用方面，欧洲城市有机垃圾单相发酵占了绝对优势，两相发酵仅占10．6%［31］，这可能是由于现有的两相厌氧发酵工艺在消化时间和处理效果方面未表现出比单相明显的优势，而在系统操作和维护方面却比单相更加复杂的缘故。

两相法也可以将产氢和产甲烷结合起来，即在第1反应器酸化产氢，产氢残渣经调节后在第2反应器进行产甲烷。肖本益等［32］设计了1种餐厨垃圾两相法厌氧消化产氢产甲烷的技术，即将餐厨垃圾经预处理后，进入第1发酵罐进行厌氧产氢发酵，发酵后沼渣再进入第2发酵罐进行厌氧产甲烷，从而使餐厨垃圾中的有机质得到充分利用。陈迪明［33］也对餐厨垃圾产氢后的残渣进行了产甲烷研究，结果表明在污泥接种量为60%时，产氢残渣进行静态发酵获得最高甲烷产率为441 mL/g，产氢残渣动态发酵最大负荷为60 kg/（L·d），此时获得甲烷平均产率为370 mL/g。

2.2.3 厌氧发酵存在的问题及研究方向

厌氧发酵技术处理餐厨垃圾能够获得甲烷和氢气等清洁能源，可解决部分能源问题，同时发酵后的残渣和沼液也可以作为肥料应用于农业生产。餐厨垃圾厌氧产甲烷的工艺已比较成熟，在国外的工程应用实例也较多，但由于餐厨垃圾有机质含量高，厌氧处理过程中易酸化，酸化液会对产甲烷菌的活性产生明显的抑制作用。而厌氧产氢仍处于实验研究阶段，虽然餐厨垃圾等混合底物厌氧产氢过程可行，但影响因素复杂，系统不稳定，同时产氢菌的产氢能力不高成为限制该技术发展的重要因素。

因此，在现有餐厨垃圾厌氧发酵研究的基础上，以餐厨垃圾厌氧发酵工程化应用为目的，同时结合有机垃圾的厌氧发酵处理工艺，进一步分析餐厨垃圾厌氧发酵的机理并对厌氧发酵过程的相关工艺条件进行优化，通过选育培养高效产气菌种和调控优势菌种的微生物生态因子提高产气速率和生物气浓度，同时进一步开展两相法产氢产甲烷的研究，通过改进发酵反应器和优化工艺条件提高底物的利用率。

3 结束语

餐厨垃圾是一类高有机质、高含水率的资源型废物，由于其易被微生物所分解，使得生物技术成为处理此类垃圾的主要方法。利用生物法处理餐厨垃圾不仅对环境的二次污染小，而且可以有效地回收资源，目前餐厨垃圾安全有效的处理方法是微生物好氧堆肥和厌氧发酵制生物气。

堆肥处理的成本相对较低，而且处理工艺简单，而厌氧发酵制生物气虽然投资大，但操作自动化程度高，而且可以解决部分能源问题，因此这2种方法成为近年来餐厨垃圾资源化处理的主要研究方向和应用方案。今后在大力推广此类集中式餐厨垃圾资源化处理工艺的同时，还应注重研究和推动小型餐厨垃圾处理设备，逐步实现家庭餐厨垃圾的“三化”处理，只有将大型集中式和小型分散式处理方式结合起来，才能从根本上解决我国餐厨垃圾的污染问题。

［1］谢炜平，梁彦杰，何德文，等．餐厨垃圾资源化技术现状及研究进展［J］．环境卫生工程，2008，16 （2）：43-45，48．

［2］袁玉玉，曹先艳，牛冬杰，等．餐厨垃圾特性及处理技术［J］．环境卫生工程，2006，14（6）：46-49．

［3］张显辉，张波，衣晓红．餐厨垃圾处理方式的探讨［J］．环境科学与管理，2006，31 （1）：141-142．

［4］方战强，吴坚，鲍伦军．餐厨垃圾处置方法探讨［J］．华南师范大学学报：自然科学版，2007（1）：70-74．

［5］王向会，李广魏，孟虹，等．国内外餐厨垃圾处理状况概述［J］．环境卫生工程，2005，13 （2）：41-43．

［6］王星，王德汉，张玉帅，等．国内外餐厨垃圾的生物处理及资源化技术进展［J］．环境卫生工程，2005，13（2）：25-29．

［7］徐长勇，宋薇，赵树青，等．餐厨垃圾饲料化技术的同源性污染研究［J］．环境卫生工程，2011，19 （1）：9-10．

［8］魏源送，王敏健，王菊思．堆肥技术及进展［J］．环境科学进展，1999，7（3）：11-23．

［9］李宇庆，陈玲，赵建夫，等．城市污水厂污泥快速高效堆肥技术研究［J］．农业环境科学学报，2005，24（2）：380-383．

［10］田葳．城市污水处理厂污泥堆肥技术研究［J］．安徽农业科学，2010，38（20）：10843-10844，10877．

［11］袁芳，杨朝晖．我国城市生活垃圾堆肥农用处理技术研究进展［J］．安徽农业科学，2005，33（2）：328-330．

［12］段微微．畜禽粪便好氧堆肥技术研究［D］．长春：东北师范大学，2010．

［13］杜欣，陈婷，李欢，等．2种典型餐厨垃圾资源化处理工艺的环境影响分析［J］．环境工程学报，2010，4（1）：189-194．

［14］党秋玲，刘驰，席北斗，等．生活垃圾堆肥过程中细菌群落演替规律［J］．环境科学研究，2011，24 （2）：236-242．

［15］黄得扬，陆文静，王洪涛．有机固体废物堆肥化处理的微生物学机理研究［J］．环境污染治理技术与设备，2004，5（1）：12-18，71．

［16］ Chang J I，Tsai J J，Wu K H．Thermophilic Composting of Food Waste［J］．Bioresour Technol，2006，97 （1）：116-122．

［17］韩涛，任连海．餐厨垃圾好氧堆肥工艺条件优化［J］．环境卫生工程，2007，15 （6）：28-29，33．

［18］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．

［19］杨延梅，席北斗，刘鸿亮，等．餐厨垃圾堆肥理化特性变化规律研究［J］．环境科学研究，2007，20（2）：72-77．

［20］ Bryant M P．Microbial Methane Production：Theoretical Aspects［J］．J Anim Sci，1979，48 （1）：193-201．

［21］史红钻，刘志明，黄玉峰．餐厨垃圾处理酸化反应器：中国，2880296［P］．2007-03-21．

［22］ Zhang B，Zhang L L，Zhang S C，et al．The Influence of pH on Hydrolysis and Acidogenesis of Kitchen Wastes in Two-phase Anaerobic Digestion［J］．Environ Technol，2005，26 （3）：329-340．

［23］许之扬．厨余物厌氧发酵产氢的研究［D］．无锡：江南大学，2009．

［24］ Kim S H，Han S K，Shin H S．Feasibility of Biohydrogen Production by Anaerobic Co-digestion of Food Waste and Wewage Sludge［J］．Int J Hydrogen Energy，2004，29 （15）：1607-1616．

［25］任南琪，秦智，李建政．不同产酸发酵菌群产氢能力的对比与分析［J］．环境科学，2003，24（1）：70-74．

［26］张振宏，赵岚，曹先艳．微生物来源对餐厨垃圾厌氧消化产氢的影响［J］．有色冶金设计与研究，2009，30 （2）：43-45，53．

［27］ Lay J J，Fan K S，Chang J，et al．Influence of Chemical Nature of Organic Wastes on Their Conversion to Hydrogen by Heat-shock Digested Sludge［J］．Int J Hydrogen Energy，2003，28 （12）：1361-1367．

［28］ Lee Z K，Li S L，Lin J S，et al．Effect of pH in Fermentation of Vegetable Kitchen Wastes on Hydrogen Production under a Thermophilic Condition［J］．Int J Hydrogen Energy，2008，33 （19）：5234-5241．

［29］杨占春，陈晓晔，朱建良．利用餐厨垃圾循环半连续厌氧发酵产氢研究［J］．生物加工过程，2005，3（4）：62-65．

［30］ Ghosh S，Henry M P，Sajjad A，et al．Pilot-scale Gasification of Municipal Solid Wastes by High-rate and Two-phase Anaerobic Digestion（TPAD）［J］．Water Science Technol，2000，41 （3）：101-110．

［31］ De Baere L．Anaerobic Digestion of Solid Waste：State-of-the-art［J］．Water Science Technol，2000，41 （3）：283-290．

［32］肖本益，林佶侃．一种餐厨垃圾两相厌氧发酵产氢产甲烷的方法：中国，101134684［P］．2008-03-05．

［33］陈迪明．利用产氢残渣生产甲烷试验研究［J］．环境工程，2009，27（S1）：403-405．

Research Progress of Microorganism Technology for Food Waste Treatment

Liu Yun,Li Xiaojiao,Yuan Jin
（Shanxi Ecological Environment Research Center,Taiyuan Shanxi 030002）

Based on analysis of present treatment technologies of food waste,research progress and influencing factors of two kinds of microorganism technologies for food waste treatment were introduced,including aerobic composting and anaerobic fermentation (producing hydrogen and methane)．Existing problems and research direction of the microorganism technologies applied in food waste treatment were discussed．

food waste；microorganism treatment；aerobic composting；anaerobic fermentation

X705；X172

A

1005-8206（2011）04-0028-04

2011-05-12

刘云（1983—），工程师，主要从事固体废物处理处置技术研究。

E-mail：liuyun1494@163．com。

（责任编辑：刘冬梅）