厨余垃圾资源化工程中微塑料产生的关键环节—

工程（英文） ›› 2024, Vol. 32 ›› Issue (1) : 126 -136. DOI: 10.1016/j.eng.2023.11.010

研究论文

厨余垃圾资源化工程中微塑料产生的关键环节——预处理

胡甜 ^a ,
吕凡 ^a^,^b^,^c ,
杨占 ^a ,
史真超 ^a ,
杨诣程 ^a ,
章骅 ^a^,^b ,
何品晶 ^a^,^b

作者信息 +

Pretreatment as a Microplastics Generator during Household Biogenic Waste Treatment

Tian Hu ^a ,
Fan Lü ^a^,^b^,^c ,
Zhan Yang ^a ,
Zhenchao Shi ^a ,
Yicheng Yang ^a ,
Hua Zhang ^a^,^b ,
Pinjing He ^a^,^b^,^* ,

Author information +

文章历史 +

Received	Accepted	Published
2023-05-01	2023-11-02
Issue Date
2024-06-12

PDF (2331K)

摘要

预处理是厨余垃圾生物处理厂中用于去除塑料和其他杂质不可或缺的工艺步骤。但是，预处理无法完全去除塑料杂质，而且可能产生次生微塑料。为了验证这一假设，本文全流程分析了六个厨余垃圾预处理系统的碎塑料和微塑料（> 50 μm）的数量和特性。这六个预处理系统的预处理技术分为三类，用于处理源头破袋投放或袋装化投放的厨余垃圾。同时还分析了微塑料的潜在来源，识别了微塑料的关键次生环节，计算了微塑料沿预处理系统的物质流量，以全面评析微塑料在厨余垃圾预处理系统中的来源和归趋。结果表明，在袋装化投放的厨余垃圾预处理出料中，微塑料含量高达每千克湿重(1673 ± 279)~(3198 ± 263)个（particles·kg^-1 ww），主要的微塑料次生环节为生物质破碎机、生物水解反应器和粗破碎机。相比之下，无论采用何种预处理技术，厨余垃圾经源头破袋投放可使得预处理后的微塑料丰度减少8%~72%。预处理之后，每100 t厨余垃圾会产生460万~20 560万个微塑料。本研究确认预处理是次生微塑料的重要来源，表明生活垃圾分类对控制微塑料污染的重要性；同时建议厨余垃圾进行源头破袋投放，以大幅降低预处理过程的微塑料次生风险。

Abstract

Mechanical pretreatment is an indispensable process in biological treatment plants that remove plastics and other impurities from household biogenic waste (HBW). However, the imperfect separation of plastics in these pretreatment methods has raised concerns that they pose a secondary formation risk for microplastics (MPs). To validate this presumption, herein, quantities and properties of plastic debris and MPs larger than 50 μm were examined in the full chain of three different pretreatment methods in six plants. These facilities received HBW with or without prior depackaging at the source. The key points in the secondary formation of MPs were identified. Moreover, flux estimates of MPs were released, and an analysis of MPs sources was provided to develop an overview of their fate in HBW pretreatment. Pretreated output can contain a maximum of (1673 ± 279) to (3198 ± 263) MP particles per kilogram of wet weight (particles·kg ⁻¹ ww) for those undepackaged at source, and secondary MPs formation is primarily attributed to biomass crushers, biohydrolysis reactors, and rough shredders. Comparatively, HBW depackaged at the source can greatly reduce MPs by 8%–72%, regardless of pretreatment processes. Before pretreatment, 4.6–205.6 million MP particles were present in 100 tonnes of HBW. MPs are produced at a rate of 741.11–33 124.22 billion MP particles annually in anaerobic digester feedstock (ADF). This study demonstrated that HBW pretreatment is a competitive source of MPs and emphasized the importance of implementing municipal solid waste segregation at the source. Furthermore, depackaging biogenic waste at the source is recommended to substantially alleviate the negative effect of pretreatment on MPs formation.

关键词

微塑料 / 碎塑料 / 厨余垃圾 / 破袋 / 预处理

Key words

Microplastics / Plastic debris / Household biogenic waste / Depackage / Pretreatment

Highlight

• Depackaging at the source is a useful measure to control microplastics secondary formation.

• Microplatics secondary formation from pretreatment was intensified for waste undepackaged at the source.

• Pretreated output may contain 473% more microplastics than input.

• Each 100 tons of biogenic waste generated 4.6 million to 205.6 million microplastics.

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胡甜,吕凡,杨占,史真超,杨诣程,章骅,何品晶. 厨余垃圾资源化工程中微塑料产生的关键环节——预处理[J]. 工程（英文）, 2024, 32(1): 126-136 DOI:10.1016/j.eng.2023.11.010

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1 引言

塑料是全球消费经济中被广泛使用的材料，其产生的污染物颗粒——微塑料（MP）已经扩散到全球各类环境中，对环境造成严重威胁[1]。微塑料是指尺寸小于5 mm的碎塑料[2]。研究人员分析了微塑料在不同环境条件下的赋存规律、生态影响，并尝试探究其归趋[3]。但是，关于微塑料在不同环境介质中的来源、迁移和交换的研究还十分有限[3‒4]。

厨余垃圾是陆地生态系统中微塑料污染的重要来源[5‒6]。厨余垃圾可以被转化为土壤调理剂或有机肥，实现资源化利用[7‒9]。但已有研究表明微塑料可能存在于厌氧消化液和堆肥中，进而通过土壤调理剂或有机肥的施用迁移至农业土壤[10]。随着全球范围内厨余垃圾资源化技术的推广应用[11]，人们逐渐开始重视这些资源化产物的微塑料污染问题。许多监管机构对上述资源化产物的微塑料含量制定了严格的限制[12]；但是，大多数限制都只针对尺寸大于2 mm的碎塑料[10]。因此，厨余垃圾仍然是资源化产物中微塑料的重要来源[13]。

而且，尽管大量研究指出了微塑料对厌氧消化液和堆肥品质有影响，但是，并没有研究试图探明这些微塑料的来源[14]。厨余垃圾中不可避免地混有垃圾袋、一次性餐具、食品包装物等塑料杂质，这些塑料杂质均可能成为微塑料的潜在来源[15]。来自美国俄勒冈州和华盛顿州的报道[16]指出，厨余垃圾中的塑料含量为0.1%~2.8%。中国的一些城市要求厨余垃圾进行源头破袋投放以提高垃圾分类质量[17]。Yang等[18]发现厨余垃圾中的塑料含量直接影响厌氧消化液中的塑料含量，并指出源头破袋投放可以减少厌氧消化液中的碎塑料含量。

厌氧消化和机械生物处理厂采用了各种预处理技术（如破碎、筛分和挤压脱水），以去除厨余垃圾中的塑料和其他杂质。但是，去除效率取决于进料质量和技术能力[17]，这些预处理技术无法完全去除厨余垃圾中的塑料杂质[19]，预处理过程的杂质归趋尚未得到深入研究[16]。Alessi等[20]研究了四种预处理系统去除杂质的效果，但没有涉及微塑料问题[16,21]。因此，为了全面了解微塑料在厨余垃圾预处理系统中的来源与归趋，需系统研究微塑料的丰度、分布和化学组分[22‒23]。

本研究全流程分析了用于处理源头破袋投放或袋装化投放厨余垃圾的三类典型预处理技术。通过分析各预处理阶段厨余垃圾中碎塑料和微塑料（尺寸大于50 μm）的数量和性质，确定了微塑料次生的关键环节。此外，本研究还计算了微塑料沿预处理系统的物质流量，分析了微塑料的来源，以全面评析微塑料在厨余垃圾预处理系统中的来源和归趋。

2 材料与方法

2.1 样品采集

本研究共分析了六个典型厨余垃圾预处理系统，分别为系统A、B、C、D、E和F（见附录A中的表S1），根据其主要的预处理技术分为三类。系统A、B和E位于上海市，厨余垃圾源头破袋投放。系统C和F位于浙江省市区，系统D位于浙江省郊区，厨余垃圾袋装化投放。

系统A和B为第一类，主要预处理设备为粗破碎机、筛分机和挤压脱水机。粗破碎机用于破碎厨余垃圾袋[20]。筛分设备通过旋转和翻滚筛出厨余垃圾中的杂质。挤压脱水机用于调节物料的水分含量。系统C和D为第二类，主要预处理设备为生物质破碎机。生物质破碎机具有机械破碎和筛分作用，可分离去除塑料、纤维和其他杂质，产生均质化有机物料（粒径为12~70 mm）。系统E和F为第三类，主要预处理设备为生物水解反应器。生物水解反应器促进厨余垃圾水解酸化，经螺旋挤压形成固相和液相物料。此外，杂质分离机用于去除液相物料中的杂质，通过筛网（2~5 mm）、浮力或剪切力去除轻漂物（塑料等）和大密度不可生物降解物质（砂石等）。附录A中的图S1展示了所研究设备的照片。

厨余垃圾的组成会随着不同季节的饮食习惯而变化。本研究于2022年8月（温暖季节）和12月（寒冷季节）采样，共选取39个采样点，如图1所示。于每个采样点收集30 kg厨余垃圾用于分析物理组成和粒度分布。经20 mm不锈钢筛网收集2 kg厨余垃圾筛下物用于微塑料提取。采样后立即检测样品的含水率和有机物含量（见附录A中的表S2）。剩余样品立即保存在4 ℃冰箱中，并于48 h内提取微塑料。

2.2 微塑料的提取

厨余垃圾样品没有微塑料提取标准方法，本研究采用了酶纯化改进方法[24]。简言之，采用十二烷基磺酸钠溶液分离微塑料表面的小颗粒和脂肪[25]以及增加消解反应的接触面积[24,26]，采用30%过氧化氢溶液代替酶用于消解大量样品。本研究未采用传统的密度分离方法，因其不适用于高有机含量样品的微塑料分离[27]。微塑料提取流程的示意图和说明见附录A中的图S2和文本S1。

2.3 微塑料的识别

使用数码显微镜（VHX-6000; Keyence，日本）和镊子初步辨别微塑料，认定颜色鲜艳、均匀性好、弹性好的颗粒为疑似微塑料[18]。分离出这些疑似微塑料并拍照，记录其形状、颜色和尺寸（长度）。He等[28]将微塑料形状分为纤维、纤维团、膜、片、块和球体。定义微塑料的尺寸为最大维度的长度，尺寸范围分为0.05~0.50 mm、0.50~1.00 mm、1.00~2.00 mm、2.00~5.00 mm和> 5.00 mm。衰减全反射傅里叶变换红外光谱（ATR-FTIR）（Nicolet iS20; Thermo Fisher Scientific，美国）用于测定尺寸大于1 mm的非纤维颗粒。显微傅里叶变换红外光谱（μ-FTIR）（Nicolet iS50; Thermo Fisher Scientific，美国）用于测定尺寸为50 μm~1 mm的非纤维颗粒和所有纤维。使用OMNIC软件（Thermo Fisher Scientific，美国）处理光谱；使用Hummel Polymer and Additives数据库（Thermo Fisher Scientific，美国）分析光谱，聚合物类型为光谱匹配度超过80%。由于衍射限制，设置微塑料的检测下限为50 μm，以确保检测的准确性[2,29]。根系扫描仪（WinRHIZO Arabidopsis; Regent Instruments Inc.，加拿大）和Fiji软件[30]用于测量尺寸超过2 mm的非纤维微塑料的面积。

多独立样本Kruskal-Wallis检验和独立样本Mann-Whitney检验用于分析不同样品中微塑料丰度是否具有显著性差异。p≤0.05确定为统计学显著性。***、**和*分别代表1%、5%和10%的显著性水平。Cohen's f值表示Kruskal-Wallis检验效应量大小，效应量小、中、大的区分临界点分别为0.10、0.25和0.40；Cohen's d值表示Mann-Whitney检验效应量大小，效应量小、中、大的区分临界点分别为0.20、0.50和0.80。

2.4 质量保证和质量控制

按照Prata等[31]的方法进行污染控制。每个样品都进行三平行分析。采用去离子水和石英砂进行液相和固相的空白对照实验和加标回收实验。空白对照实验中，液相和固相样品中只发现了1~2个玻璃纸cellophane纤维。本研究不认定玻璃纸cellophane纤维为微塑料。加标回收实验中，把32个不同形状、大小和聚合物成分的标准塑料颗粒[聚苯乙烯（PS）球体、PS块、聚乙烯（PE）块、PE片、聚丙烯（PP）片、PE膜、PP纤维和聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）纤维团]分散至30 g去离子水和30 g石英砂中。液相和固相样品中的加标回收率分别为98.96% ± 1.80%和94.79% ± 1.80%。

3 结果与讨论

3.1 碎塑料和微塑料的数量

3.1.1 厨余垃圾预处理系统前、后的微塑料丰度

图2展示了温暖季节和寒冷季节时厨余垃圾预处理系统前、后的微塑料丰度。Mann-Whitney检验显示，微塑料丰度在温暖季节和寒冷季节之间没有显著性差异（p = 0.4640）[图2（a）]。在处理源头破袋投放和袋装化投放的厨余垃圾预处理系统中，微塑料丰度存在显著性差异（p < 0.01***）[图2（b）]。Kruskal-Wallis检验显示，三类预处理系统之间和六个预处理系统之间的微塑料丰度都存在显著性差异（p < 0.01***），且第二类（p < 0.01***）中的系统C和D、第三类（p < 0.01***）中的系统E和F之间的微塑料丰度均存在显著性差异[图2（c）]。因此，厨余垃圾性质和预处理技术都对微塑料丰度有显著影响。

在温暖季节，厨余垃圾中微塑料数量为(199 ± 26)~(1744 ± 370)个·kg^-1 ww。预处理系统A、B和E的微塑料丰度最低，分别为(298 ± 30)个·kg^-1 ww、(272 ± 74)个·kg^-1 ww和(199 ± 26)个·kg^-1 ww。系统D中的微塑料丰度略有增加，为(314 ± 40)个·kg^-1 ww，而系统C和F的微塑料丰度分别高达(1744 ± 370)个·kg^-1 ww和(714 ± 11)个·kg^-1 ww。Gui等[32]报道，中国郊区的袋装化投放厨余垃圾中，微塑料丰度为(800 ± 200)个·kg^-1 ww。Tan等[19]发现，中国市区和郊区的袋装化投放厨余垃圾中，微塑料丰度为5780~6330个·kg^-1 ww。因此，本研究的结果与文献中报道的范围一致。

厨余垃圾预处理出料中的微塑料丰度与厨余垃圾中的微塑料丰度变化趋势相似。在温暖季节，系统A、B和E预处理出料的微塑料丰度最低，分别为(230 ± 51)个·kg^-1 ww、(251 ± 64)个·kg^-1 ww和(167 ± 20)个·kg^-1 ww，分别比厨余垃圾减少23%、8%和16%。系统D在预处理出料中的微塑料丰度略高，为(962 ± 68)个·kg^-1 ww，而系统C和F的微塑料丰度最高，分别为(3207 ± 328)个·kg^-1 ww和(2634 ± 106)个·kg^-1 ww，分别比厨余垃圾增加206%、84%和269%。在寒冷季节，系统A、B和E预处理出料中的微塑料丰度分别比厨余垃圾减少9%、27%和72%，而系统C、D和F预处理出料中的微塑料丰度分别比厨余垃圾增加185%、176%和237%。

厨余垃圾预处理出料中的微塑料丰度与厨余垃圾中的塑料杂质含量相关（见附录A中的表S3）。在系统A、B、D和E的厨余垃圾中，塑料杂质的含量非常低，仅为0.50%~2.61%。相反，系统C和F的厨余垃圾中含有大量塑料杂质，含量为7.12%~16.19%。

系统A、B和E中的塑料污染水平较低可能是由于源头破袋投放减少了塑料垃圾袋的进入量，并降低了塑料废物错误投放率。系统C和F的进料厨余垃圾直接袋装化投放，因而塑料杂质含量更高；但是，同为袋装化投放的系统D位于郊区，与位于市区的系统C、F相比塑料使用量较低，从而呈现不同的规律。因此，厨余垃圾源头破袋投放可以显著降低厨余垃圾中的塑料污染水平，进而将预处理出料中的微塑料丰度减少8%~72%。

3.1.2 厨余垃圾预处理过程中的微塑料丰度

图3展示了预处理过程中的微塑料平均丰度。此处预处理出料指的是预处理系统各环节的出料。系统A和B的微塑料丰度稳定在(218 ± 74)~(408 ± 27)个·kg^-1 ww之间。系统C、D和F预处理出料中的微塑料丰度最大，分别为(3021 ± 294)个·kg^-1 ww、(1673 ± 279)个·kg^-1 ww和(3198 ± 263)个·kg^-1 ww，分别比厨余垃圾高119%、473%和360%。由此可见，以生物质破碎机和生物水解反应器为主要预处理技术的第二类和第三类预处理系统更易次生微塑料。

在第一类和第三类预处理系统中，系统A和B、系统E和F之间的主要区别为是否存在人工分选。在第一类中，系统A和B处理的都是破袋投放厨余垃圾，两者的微塑料丰度在整个过程中始终保持较低水平。而在第三类中，处理袋装化厨余垃圾的系统F的微塑料污染水平高于处理破袋厨余垃圾的系统E。这表明，无论后续是否进行人工分选，源头破袋投放才是减少微塑料污染的关键。

第二类预处理系统C和D的区别为系统C有人工分选和筛分步骤。在系统C中，微塑料丰度从厨余垃圾中的(1382 ± 481)个·kg^-1 ww增加至挤压脱水机固相出料中的(3021 ± 294)个·kg^-1 ww，增加了约2.2倍。在系统D中，经过粗破碎机和生物质破碎机后，微塑料丰度从厨余垃圾中的(292 ± 48)个·kg^-1 ww增加到筛分机出料中的(1673 ± 279)个·kg^-1 ww，增加了约5.7倍。这表明，人工分类和筛分能更有效地去除碎塑料，进而减少微塑料次生。系统D中的微塑料经过挤压脱水机分流至两相：固相[(1314 ± 125)个·kg^-1 ww]和液相[(782 ± 129)个·kg^-1 ww]。但是，系统C缺少挤压脱水机，无法将微塑料分流至不同的相态，从而增加了进入厌氧消化系统的微塑料含量。

3.2 预处理环节微塑料次生风险

对比各预处理环节进料和出料中的微塑料丰度（图4），生物水解反应器、生物质破碎机和粗破碎机出料中的微塑料丰度明显高于进料，比值分别为136%~529%、136%~602%和143%~182%，表明微塑料次生风险更大。料坑和筛分机的进料、出料的微塑料丰度相近，表明该环节微塑料次生风险不明显。与进料相比，杂质分离机和挤压脱水机出料中的微塑料丰度略下降；但是，这两个环节形成了固、液两相，可能在次生微塑料的同时又具有分流微塑料的作用。固体废物处理作为微塑料的载体，可以改变微塑料的性质和迁移特征[33]。Coker [34]报道，粗破碎机结合筛分机可以分离厨余垃圾中的塑料杂质，但同时也会破碎塑料。同样，其他预处理技术的机械作用也可能次生微塑料，最终影响厌氧消化产物或堆肥的微塑料含量。

图5展示了不同样品类型中微塑料形状和尺寸的比例分布。在所有样品中，纤维状微塑料所占比例最大（62%~82%），其次是片状微塑料（11%~28%）和膜状微塑料（0.6%~14%），而球体、块状和纤维团状微塑料所占比例小于6%。纤维状也是文献报道中厨余垃圾及其生物处理产物[18‒19,32]中微塑料的主要形状。纤维状微塑料的尺寸以1.00~2.0 mm和0.50~1.00 mm居多，分别占总尺寸的34%~55%和25%~47%，其次为2.00~5.00 mm （11%~30%），最小尺寸（0.05~0.50 mm）和最大尺寸（> 5 mm）占比之和小于12%。据估计，农田土壤中60%的纤维的尺寸为1.00~3.00 mm，灌溉水中纤维的主要尺寸为0.50~2.00 mm [35]。值得注意的是，不同预处理环节对纤维状微塑料的尺寸分布的影响很小；非纤维状微塑料在不同样品类型中的尺寸分布不同，并且尺寸分布差异在预处理后更加明显。因此，预处理会进一步破碎微塑料或改变微塑料性质[19]。已有研究发现颗粒特性的变化（如形状和大小）会影响雨水调蓄设施去除微塑料的效果[36]，这在某种程度上与预处理设施类似。

从微塑料丰度的角度来看，料坑和筛分机次生微塑料潜力较小。但是，这些环节在去除一些特定类型的微塑料的同时也会次生微塑料。在厨余垃圾中，微塑料的形状主要是纤维（82%），在所有样品类型中也都是纤维含量最高。其次是片状（13%）和非常少量的纤维团、膜状和块状（分别为2%、2%和1%）。绝大多数非纤维状和纤维状微塑料的尺寸小于2 mm，分别占89%和86%。垃圾渗滤液中的纤维状微塑料与厨余垃圾相比降低了13%，而膜状、片状和块状分别增加了4%、7%和2%。尺寸小于2 mm的非纤维状和纤维状微塑料所占的比例分别增加了4%和2%，表明小尺寸微塑料倾向于从料坑流入垃圾渗滤液。筛分机出料中微塑料的形状和尺寸分布与厨余垃圾相似，这表明因筛孔直径较大而对微塑料的影响有限。

粗破碎机、生物质破碎机和生物水解反应器次生微塑料潜力较大。粗破碎机出料中的纤维状微塑料与厨余垃圾相比减少了10%，而其他非纤维状微塑料都有所增加。粗破碎机出料中非纤维微塑料的尺寸增加，其中尺寸大于5 mm和2~5 mm的比例分别增加了6%和8%。生物质破碎机出料中的纤维状微塑料的比例最低（62%），而球状和块状的比例最高（分别为4%和6%）。生物质破碎机出料中尺寸大于5 mm和2~5 mm的非纤维状微塑料的比例与厨余垃圾相比分别显著增加了11%和18%。生物水解反应器固相出料产生的纤维状微塑料与厨余垃圾相比减少了18%，而膜状微塑料显著增加了12%，还包括14%片状、3%块状、3%球体和2%纤维团。此外，生物水解反应器固相出料中尺寸大于5 mm的非纤维状微塑料的百分比最高，为33%，与厨余垃圾相比增加了31%。以上结果表明，这些预处理环节会产生较大尺寸（> 2 mm）的非纤维状微塑料。有研究指出破碎设备可减小微塑料尺寸[17,20]，而本研究结果表明破碎设备倾向于将非纤维状碎塑料破碎成微塑料。

挤压脱水机和杂质分离机可以将微塑料分流至固相或液相中。值得注意的是，挤压脱水机固相出料中尺寸大于2 mm的纤维状和非纤维状微塑料的比例（分别为25%和24%）高于挤压脱水机液相出料（分别为12%和19%）。在杂质分离机中观察到类似的规律，固相出料中尺寸大于2 mm的纤维状和非纤维状微塑料的百分比（分别为22%和46%）高于液相出料（分别为14%和1%）。这种趋势类似于生物水解反应器的挤压脱水，生物水解反应器液相出料中的小尺寸微塑料占比更大，大于2 mm的纤维状和非纤维状微塑料分别比固相出料低13%和40%。具有挤压脱水作用的设备倾向于将较大尺寸的微塑料（> 2 mm）富集在固相中，而较小尺寸的微塑料倾向于停留在液相中。同样地，Liu等[37]指出，在污水处理厂中，初级处理过程旨在去除漂浮物和沉淀杂质，这些初级处理过程可以去除尺寸大于0.5 mm的微塑料。

3.3 预处理系统中碎塑料和微塑料物质流

图6展示了六个预处理系统中碎塑料和微塑料物质流（见附录A中的文本S2）。系统C和F在预处理以及厌氧消化系统中的碎塑料和微塑料的量呈增加趋势，表明厨余垃圾中塑料含量对预处理出料中微塑料含量的影响最大。第一类预处理系统能最有效去除塑料杂质，并且塑料物质流随着预处理逐渐变窄，微塑料次生风险最小。

比较图6中塑料物质流宽度可知，筛分机能最有效去除碎塑料，而生物水解反应器和生物质破碎机最容易次生微塑料。微塑料经挤压脱水机和杂质分离机后通常存在于固相或液相中，因此工程设计时应考虑进入厌氧消化系统的物料相态。仅根据肉眼可见的碎塑料来判断塑料污染程度是不准确的。根据前文分析的微塑料尺寸分布可知，厨余垃圾预处理出料中含有大量尺寸小于2 mm的微塑料。目前对土壤调理剂或有机肥的塑料杂质管控的尺寸阈值多为2 mm。因此，微塑料污染控制效果堪忧，需考虑降低阈值以准确量化微塑料含量[38]。

而且，各预处理系统厨余垃圾处理能力存在差异，微塑料总量也存在差异。在处理破袋投放的厨余垃圾的预处理系统中，第一类处理规模达每天600 t垃圾，每100 t厨余垃圾经预处理后将有1040万~1720万个微塑料进入厌氧消化系统。第三类处理规模约每天100 t垃圾，每100 t厨余垃圾经预处理后进入厌氧消化系统的微塑料量降至460万个。在处理袋装化投放厨余垃圾的预处理系统中，第二类处理规模为每天200 t垃圾，每100 t厨余垃圾经预处理后约20 560万个微塑料进入厌氧消化系统，而第三类处理规模为每天81 t垃圾，每100 t厨余垃圾经预处理后约9390万个微塑料进入厌氧消化系统。此外，未进入厌氧消化系统的杂质和其他固相物料将被焚烧，每100 t厨余垃圾包含40万~10 180万个微塑料。

据文献报道，厦门污水中微塑料丰度为0.20~1.73个·L^-1[39]，北京为(0.59 ± 0.22)个·L^-1[40]。焚烧炉渣中微塑料丰度为1.9~565.0个·kg^-1[41]。2021年全国城市生活垃圾年处理量数据显示，焚烧处理1.802亿吨，生物处理1611万吨[42]。此外，年污水处理量为611.8956亿吨[43]。由此计算微塑料年产量，后续进行厌氧消化的预处理出料中为7411.1亿~331 242.2亿个，后续被焚烧的预处理出料中为644.4亿~164 010.0亿个，焚烧炉渣中为648.7亿~183 800.9亿个，污水中为122 379.1亿~105 8579.4亿个。因此，厨余垃圾预处理系统产生的微塑料数量与城市污水处理设施、城市固体废物焚烧设施相当。

3.4 微塑料的聚合物类型和溯源

塑料的性质决定了其用途，进而影响了在不同环境中的分布规律[44]。本研究发现，厨余垃圾中常见的塑料杂质类型包括食品包装袋、塑料垃圾袋、塑料瓶、泡沫餐盒和塑料绳。通过对比分析微塑料和塑料杂质的形状、聚合物类型、颜色等性质，可以识别微塑料的潜在来源[32,45]。

微塑料的主要形状为纤维状和片状，与文献[46]报道一致。纤维和纤维团微塑料的主要成分为聚对苯二甲酸乙二醇酯和PP，分别占总聚合物的61.1%和6.4%（图7）。聚酰胺（PA）和聚丙烯腈（PAN）仅存在于纤维状微塑料中，总共占总聚合物的3.5%。在中国东部沿海平原的农业土壤中也观察到类似的结果[35]。土壤中的纤维微塑料通常来源于固定温室的塑料绳[47]。片状微塑料中PE和PP分别占9.4%和3.2%。球状微塑料主要成分为PS（1.9%），膜状微塑料主要成分为PE（4.7%），块状微塑料主要成分为PS（0.9%）、PP（0.7%）和PE（0.6%）。

厨余垃圾中微塑料的来源多种多样，如袋装化投放的塑料垃圾袋、错误分类的塑料杂质以及食物本身含有的微塑料[15,27,48]。近期研究表明，中国消费者每年从一次性塑料容器中摄入624~10 556个微塑料[49]。食品包装物中最常用的塑料为PS、PP和PE [50]，糖和蜂蜜等食品中也含有片状和纤维状微塑料[51]，微塑料可能来源于这些产品。

完全放弃塑料食品包装或厨余垃圾预处理是不现实的，因此本研究建议在垃圾投放和预处理源头采取措施降低微塑料形成的风险。源头破袋投放厨余垃圾起初是为了监督垃圾分类，但是本研究证实此举是控制微塑料的有效手段[18]。此外，在进行其他预处理步骤之前进行筛分和人工分选可降低微塑料次生风险。

4 结论与环境意义

无论采用何种预处理系统，厨余垃圾经源头破袋投放可使得预处理后的微塑料丰度减少8%~72%。袋装化投放的厨余垃圾预处理出料中，微塑料丰度高达(1673 ± 279)~(3198 ± 263)个·kg^-1 ww，与未经预处理的厨余垃圾相比增加了119%~473%。生物质破碎机、生物水解反应器、粗破碎机等设备最易次生微塑料，出料中的微塑料丰度分别明显高出进料136%~529%、136%~602%、143%~182%。具有挤压脱水作用的设备倾向于在固相中富集较大尺寸的微塑料（> 2 mm）。预处理之后，每100 t源头破袋投放厨余垃圾将产生460万~1720万个微塑料，每100 t袋装化投放厨余垃圾将产生3270万~20 560万个微塑料。微塑料的产生量与污水处理厂[39‒40]和城市生活垃圾焚烧设施[41]相近。厨余垃圾预处理后，年均有7411.1亿~331 242.2亿个微塑料进入厌氧消化系统，644.4亿~164 010.0亿个微塑料进入垃圾焚烧系统。

厨余垃圾资源化产品中的微塑料严重威胁土壤环境。厨余垃圾预处理的主要目的是去除塑料杂质，但本研究证实其存在次生微塑料风险。全球普遍采用的厨余垃圾预处理系统可能导致微塑料广泛传播并进入环境。本研究强调了源头破袋投放厨余垃圾的重要性，并提供了指导工艺选择和优化的建议，旨在全面降低预处理系统对微塑料次生风险的影响。

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