周 凱，張 軍，2*，李治陽，2

（1.無錫城市職業(yè)技術學院 建筑環(huán)境工程學院，江蘇 無錫 214153；2.無錫環(huán)境科學與工程研究中心，江蘇 無錫 214153）

餐廚垃圾主要是指在食品加工、飲食活動過程中產(chǎn)生的食物殘余和加工廢料，通常包含米面、魚、肉、油脂、骨、水及廢餐具、塑料、紙巾等多種物質。隨著垃圾分類的推行，餐廚垃圾也在各地開展了資源化處理。目前餐廚垃圾的處理工藝主要包括填埋法、焚燒法、好氧發(fā)酵和厭氧消化等，填埋法與焚燒法在處理過程中二次污染較為嚴重，好氧發(fā)酵與厭氧消化逐漸成為餐廚垃圾的主流工藝。餐廚垃圾往往含水量可高達90%以上[1]，為加快其在好氧發(fā)酵與厭氧消化中的反應速率，提高反應效果，通常需要對餐廚垃圾實施固液分離的預處理，而處理產(chǎn)生的分離液，也是餐廚垃圾處理過程中面臨的難題之一。

1 餐廚垃圾壓榨脫液的主要成分

餐廚垃圾壓榨脫液主要是指借助壓濾設備，對餐廚垃圾利用過濾、沉降等方式，對餐廚垃圾進行減容處理過程中產(chǎn)生的廢液。餐廚垃圾壓榨脫液組分往往受諸多因素影響，如季節(jié)變化、節(jié)假日到來、飲食習慣和烹飪手法等，餐廚垃圾產(chǎn)生的垃圾壓榨脫液中的主要組分與比例，如淀粉類、糖類、蛋白質、無機鹽和脂類等也有所不同，這也導致了所需處理壓榨脫液水質的波動有所不同。

2 壓榨脫液中高濃度污染物

據(jù)報道，餐廚垃圾滲出廢水中COD（化學需氧量）高達40～50 g/L，SS（懸浮固體）在35～40 g/L之間，油脂含量約4.5 g/L，TP（總磷）、TN（總氧）分別約為70～90 mg/L和500～2 000 mg/L[2]，而餐廚垃圾壓榨脫液的污染物含量更高，COD往往在10萬以上，同時相比餐廚垃圾滲出廢水，有著更高的氮、磷含量。壓榨脫液中的油脂若不預先處理，會抑制生化處理效果，油膜也會堵塞相關設備而影響系統(tǒng)正常運行。因此如何進行餐廚垃圾壓榨脫液的高效處理，是現(xiàn)有處理技術面臨的重大挑戰(zhàn)。

3 壓榨脫液中主要污染物的處理技術分析

壓榨脫液處理面臨的最大難題是選擇合理、高效的工藝和技術，即低成本、高效率的處理技術是其處理的核心內容。處理難點主要是油脂、總氮與總磷的處理。

3.1 油的處理

壓榨脫液中的油以重油、輕質油和乳化油等形式存在。可以采用物理與物化方式分離后去除或回收。物理分離主要有重力分離與離心分離2種形式。重力分離是利用油和水的密度差和不相溶性，實現(xiàn)油水重力差分離，典型的油水分離設備就是隔油池，經(jīng)過一段時間的靜置，油層會浮在設備上層。離心分離是借助高速旋轉的離心力，將密度不同的油和水分布在旋轉壁和中心位置，從而將兩者分離開來。離心分離處理時長遠低于重力分離，但離心設備能耗大，維護與處理成本相對較高。

油脂的物化分離主要有膜分離與混凝氣浮2種方式。膜分離原理如圖1所示，是通過膜的選擇滲透作用實現(xiàn)油水分離，常用的有微濾膜、超濾膜和反滲透膜，其中，聚偏氟乙烯（PVDF）和聚砜（PSF）超濾膜是使用更為廣泛的。有研究人員制備了用陶瓷管做載體、Mg（OH）2為成膜物質的動態(tài)膜，在油水分離中發(fā)現(xiàn)，在較高通量下對油脂的截留率在98%以上[3]。然而，壓榨脫液中鹽分高，若鹽分積累形成鹽橋容易在膜分離中產(chǎn)生濾餅層。因此，膜分離面臨的最大問題是油脂的截留堵塞膜孔道并污染膜表面，降低膜的工作效率，大大縮短了膜的清洗維護周期。

圖1 油水的膜分離原理

混凝氣浮是利用溶氣、電解和散氣等方式產(chǎn)生大量高度分散的微小氣泡，黏附在廢水中的油滴身上并借助小氣泡的浮力作用，在廢水表面形成浮渣，實現(xiàn)油水分離。然而考慮到水中有乳化油存在，油粒表面雙電層不僅阻礙了油粒兼并，也影響了油粒與氣泡的黏附，所以往往需要聯(lián)合聚合氯化鋁、三氯化鐵等混凝劑先行破乳脫穩(wěn)。再輔以助凝劑，可利用油水混和體系中的膠體，或乳液顆粒表面的靜電中和、吸附及架橋等作用，以及無機鹽電解質對膠體或乳液顆粒表面電荷產(chǎn)生的凝聚作用，從而提高除油效率。Roshni等[4]研究發(fā)現(xiàn)，混凝氣浮除油的實現(xiàn)依賴于氣泡附著到分散的油粒表面，常規(guī)氣泡可氣浮粒徑大于40 μm的油粒。Liu等[5]利用微氣泡旋流浮選處理油含量為2 000～2 500 mg/L的廢水，油分離率達80%以上。因此，氣浮+混凝工藝較高的油脫除率可用于壓榨液中油水的分離。然而混凝氣浮除油的效果與氣泡粒徑密切相關。因此，混凝氣浮設備的選用是確保壓榨脫液除油效果的關鍵因素。

3.2 氮與有機物的去除

壓榨液中高含量氮的去除可采用吹脫法或生化法，吹脫法對吹脫產(chǎn)生的氨氣往往需回收處理，通常需增設吸收塔、吸收液溶藥與加藥裝置等，由于吹脫過程中依賴氨氮氣、液的含量平衡，去除效果有效，仍需依賴生化處理進行進一步脫氮。生化處理過程中，微生物將20%～40%的氮用作生長活動，大部分氮經(jīng)過氨化、硝化和反硝化一系列反應后轉化成N2，從而實現(xiàn)污水中的生物脫氮。目前常用的脫氮工藝包括SBR（序列間歇式活性污泥法）工藝及厭氧氨氧化工藝、A2O（厭氧—缺氧—好氧法）工藝和多級AO（缺氧好氧）工藝。SBR工藝由于間歇排水、不能攪拌污泥，所以進行了相應改良。雷英春等[6]在利用MSBR（改良式序列間歇反應器）工藝處理養(yǎng)殖廢水時，氨氮去除率達到了74%。然而這一去除效果無法滿足壓榨液中高含量氮的去除要求。王剛等[7]利用該工藝在對煤氣化廢水的處理研究中發(fā)現(xiàn)，通過控制反應條件并外加少量碳源，總氮和COD去除率分別可達87.0%和94.0%。然而該工藝本身受到脫氮原理的限制，脫氮效率有限，且C/N比控制較為嚴格，同時，厭氧反應器中往往會發(fā)生硝化反應，導致后續(xù)出水往往存在硝酸鹽積累。因此，不建議用于高氮含量的餐廚垃圾壓榨液處理。厭氧氨氧化工藝由于處理效率高、耗能低，成為目前較為熱門的脫氮工藝之一。常規(guī)A2O工藝由于易降解碳源在厭氧端的先行降解，易導致后續(xù)脫氮的碳源不足。而改良A2O工藝（如圖2所示）在傳統(tǒng)厭氧池前面增設一個預缺氧池，先利用易降解有機物進行反硝化脫氮，同時降低氮的高毒性對厭氧反應的抑制，也更好地發(fā)揮厭氧池對難降解有機物的水解酸化作用，從而提高了整體工藝的脫氮能力。多級AO工藝由于優(yōu)化了碳源配置，又充分發(fā)揮了生化脫氮作用，常用于高濃度含氮垃圾滲濾液的處理。據(jù)報道兩級AO工藝（如圖3所示）在經(jīng)過兩級脫氮系統(tǒng)，工程實踐證明COD去除率可達95%以上，氨氮去除率可達98%以上[8]。因此，該工藝可作為高濃度含氮壓榨脫液的生化處理工藝。

圖2 改良A2O工藝流程圖

圖3 兩級AO工藝流程圖

3.3 磷的去除

廢液中磷的去除可利用生化技術與物化技術。生化除磷，先在厭氧環(huán)境條件下利用聚磷菌的積磷能力釋放磷，再在好氧環(huán)境下吸收過量的磷，從而實現(xiàn)生物除磷。常用的除磷生化工藝有SBR、AAO（A2O）等。近年來，隨著技術的發(fā)展也衍生了許多新工藝，如UCT、AOA、AAN等[9]。其特點是利用反硝過程進行磷的脫除，即反硝化聚磷菌在以硝態(tài)氮或者亞硝態(tài)氮為電子受體時，在缺氧條件下進行過量吸磷，并以“一碳兩用”實現(xiàn)廢水的同步脫氮除磷，其有效避免了硝化菌和反硝化聚磷菌的底物競爭，但同時也需要控制底物中的C/N比，避免產(chǎn)生底物競爭導致反應不充分，或底物抑制致使反應效率低的情況出現(xiàn)。而化學除磷主要通過混凝劑或吸附劑與廢液中的磷進行化學反應而脫除，化學除磷效果較好，但往往處理成本相對較高，且產(chǎn)生大量二次化學污泥。無論是生化除磷還是化學去除磷，只是將污水中的磷脫離了原先位置，前者進入了生化污泥中，后者進入了化學污泥中。面對壓榨脫液中高濃度的磷，更需要的是一種可持續(xù)發(fā)展的處理方式。目前，從污水污泥中回收磷的技術包括結晶法、濕化學萃取、濕式氧化、超臨界水氧化、冶金冶煉氣體處理和鐵磷沉淀的磁選等，這些技術可使污水中的磷回收率達到40%～70%。國內研究較多的是結晶法，通常添加鈣、鎂的晶種劑接種，加快結晶反應速率，形成磷酸鈣、磷酸鎂等沉淀后實現(xiàn)磷回收。然而添加的氯化鎂等藥劑造成回收成本過高，因此如何經(jīng)濟、有效地回收磷（如利用藍鐵礦、鳥糞石等），應是研究人員值得關注的問題。

4 深度處理

廢液中的高濃度污染物僅依賴生化處理難以達到處理標準，應輔以必要的深度處理。常用的深度處理工藝包括膜法與高級氧化技術。

4.1 膜法

膜法處理效率高、出水水質穩(wěn)定，在垃圾滲濾液中應用較多。納濾可分離廢液中殘留的難降解污染物，反滲透可以截留分子量更小的污染物，能保證脫氮除磷與脫色效果，脫鹽率通常在98%以上。納濾膜中包含懸浮物、溶解物、膠體和二價離子，而反滲透濃液中主要殘留物為溶質、鹽，深度處理效果更徹底。常用膜型式特點對比見表1。然而，在膜法處理長期運行中發(fā)現(xiàn)：膜本身易于結垢、管道與設備易腐蝕，運行維護成本相對較高。

表1 常用膜型式特點對比

4.2 高級氧化技術

高級氧化技術在反應中會產(chǎn)生活性極強的自由基（如·OH），自由基可以與廢水中污染物發(fā)生加成、取代、電子轉移和斷鍵反應等，將大分子污染物轉化成小分子物質，或礦化為CO2和H2O。按照自由基產(chǎn)生方式與反應條件，有光化學氧化法、臭氧氧化法、電化學氧化法、Fenton（芬頓）法與過硫酸鹽法等。光化學氧化法是利用光輻射，如UV（紫外線）將臭氧或雙氧水激發(fā)產(chǎn)生自由基進行氧化處理。UV與O3（臭氧）光化學氧化在垃圾滲濾液深度處理中，COD、氨氮、色度的去除率分別高達80.61%、64.47%和91.70%[10]。然而UV經(jīng)常需要更換，處理成本相對較高。Fenton法利用H2O2為氧化劑，利用Fe2+為催化劑產(chǎn)生自由基對廢水中難降解污染物有較好的去除作用。研究發(fā)現(xiàn)該法在H2O2/Fe2+摩爾比為1.3時[11]，pH=5.0時，垃圾滲濾液生化出水COD與色度的去除率分別為68%與87%。然而該方法需要調節(jié)pH，流程控制相對復雜，且會產(chǎn)生二次污泥。臭氧氧化法氧化能力強，反應速率高、可以有效去除廢水中的有機物、色度等，但單一臭氧使用時，往往使用效率低、處理成本高，通常需借助催化劑進行催化氧化?？捎行コ袡C物和無機物，降低色度，并能在一定程度上提高滲濾液可生化性。但臭氧產(chǎn)生效率低，且催化劑價格高、重復利用率低。利用粉末CuO進行臭氧催化氧化時，對垃圾滲濾液深度處理時的COD與色度去除率為70%～80%與100%[12]。然而，臭氧催化氧化通常適用于污染物含量較低的生化出水深度處理，這是由于高含量污染物往往會對催化劑產(chǎn)生抑制而影響處理效果。

5 結束語

餐廚垃圾壓榨脫液污染物種類多、含量高，可利用氣浮+混凝等預處理工藝將壓榨脫液中的油進行有效分離，以確保后續(xù)工藝的有效開展。經(jīng)分析，兩級AO工藝可較好地分配原水碳源，且脫氮效果相對徹底，壓榨脫液中的高濃度氮的脫除可采用兩級AO工藝。而壓榨脫液中高含量的磷，部分可依賴生化處理，部分仍需后續(xù)的物化含量處理。上述工藝，不能對高濃度氮、磷有效回收，建議后期應開展對壓榨脫液中氮、磷的回收處理研究，以提高壓榨脫液處理的經(jīng)濟價值、環(huán)境價值與社會價值。