-
厨余垃圾是指在家庭日常生活中产生的食物下脚料、舍弃的瓜果蔬菜及剩饭菜。仅在中国，2020年厨余垃圾的产量就达到约1.2×108 t，占生活垃圾总量的约70%[1-2]。厨余垃圾水分和有机质含量高，容易腐败变臭，滋生蚊蝇，传播疾病[3]。同时，厨余垃圾也是进行厌氧发酵的良好基质，能够产生生物甲烷等清洁的可再生能源。厨余垃圾作为单一厌氧发酵原料，由于其碳氮比 (C/N) 较高，容易导致发酵系统酸化和产气效率低下[4]。因此，越来越多的学者将研究集中在混合发酵方面，即通过2种或多种底物共同发酵，以克服单一消化的缺点并提高经济可行性，而选取合适的混合发酵底物是保证产甲烷效率的重要前提。
目前，有关厨余垃圾厌氧混合发酵的研究，大多采用动物粪便、市政污泥以及秸秆等木质纤维素类有机废物作为混合发酵底物[5-7]，均产生了一定的协同作用，但也不同程度存在系统酸化造成的产气效率不高等问题。基于已有的研究成果，对共发酵有机质作进一步拓展探索，对于解决当前存在的问题以更好地实现有机废物的资源化、减量化具有重要意义。
黑水由粪便、尿液以及冲厕水组成，是家庭生活产生的主要有机废物流。据报道，1个成年人每年平均产生约800 kg粪尿。直至2020年，我国依旧有70%以上的粪便污水 (大多集中在农村地区) 没有经过及时处理就排入自然界，对水体造成严重污染[8]。黑水中含有多种肠道致病菌和寄生虫卵，是某些疾病的重要传播源，同时，因其中含有多种有机质和氮、磷、钾等元素，也被视为一种可资源化利用的废物[9]。通过厌氧发酵的方式处理黑水，是回收黑水中生物质能的重要途径。然而，黑水单独厌氧发酵易受到尿液中高氨氮抑制的影响，从而导致生化甲烷潜力降低。因此，将高C/N、高含固率的厨余垃圾与低C/N、低含固率的黑水进行混合发酵，有利于调节C/N和含固率，同时补充厌氧发酵所需的微量元素，缓解厨余垃圾厌氧发酵易酸化和黑水厌氧发酵易出现氨抑制的问题，改善厌氧发酵产气效果。
由于厨余垃圾及黑水的特异性差异，目前有关2种有机废物混合发酵的研究相对较少，主要集中于对低固体 (总固体含量<10%) 含量下混合配比以及不同发酵条件影响的探索，且已证明2者的协同发酵作用[10-12]。但缺乏高固体 (总固体含量≥10%) 条件下黑水与厨余垃圾协同发酵产甲烷的研究，同时黑水的高氨氮特性可能对高固体发酵系统产生的正向调控或反向抑制作用相关的理论研究也相对较少。
因此，基于高固体厌氧发酵沼液产量低、能耗少和单位容积产气效率高等优点，本研究在已有低固体混合发酵研究的基础之上，开展了高固体条件下黑水添加对于厨余垃圾厌氧发酵影响作用的探究实验，并对高负荷条件下可能出现的系统失稳的可调控性进行了探索，以期为厨余垃圾与黑水混合发酵的实际应用提供理论支撑，为2种家庭主要高浓度有机废物的资源化处理提供方法借鉴。
-
本研究中使用的厨余垃圾取自从北京科技大学食堂，由约60%已加工的剩饭菜和约40%未加工的余料组成，主要成分是米饭、面食、水果、蔬菜和肉类。将骨头和塑料等杂质从收集的厨余垃圾中剔除，然后用破碎机将厨余垃圾粉碎成平均尺寸为1~2 mm的颗粒，并在4 ℃的冰箱中储存。黑水取自北京科技大学附近工地的简易厕所，用50目的筛子过滤掉豆类和大块卫生纸，避免实验过程中出现堵塞，并在使用前4 ℃储存。厌氧发酵所用的接种物为厌氧污泥，取自北京市高碑店污水处理厂的高固体厌氧发酵中试实验装置。厌氧污泥使用前在室温下厌氧消化7 d，以降低其中未完全发酵的有机物的影响，并通过添加少量葡萄糖检测厌氧发酵微生物的活性。厨余垃圾、黑水和接种物的主要特性见表1。
-
本实验采用批次实验装置，由发酵瓶、集气袋和水浴锅3个主要单元组成。其中，发酵瓶为容积500 mL的血清瓶，有效容积为300 mL，瓶盖设有双孔，一孔由橡胶管连接至集气袋，另一孔作为取样口；集气袋容积为1 L，为双阀门式，分别作为进气和出气孔。水浴锅为数显型水浴锅，有效容积21.6 L，加热功率1 800 W，实验温度控制在 (37±1) ℃。实验装置示意图如图1所示。
-
1) 黑水添加比例对于混合发酵的影响。设置4组实验，KW∶BW的TS比依次为1∶0、10∶1、5∶1和3∶1，探究高固体条件下黑水添加比例对混合发酵的影响。发酵系统的TS保持在12%，接种比I/S=1 (VS) ，在 (37±1) ℃条件下进行厌氧发酵。此外，设置1组空白实验，仅添加实验用接种污泥，以计算发酵过程中接种物产生的气体量，并根据添加比例从4组试验组中去除，获得基质的净产气量。发酵瓶有效容积为300 mL，各物质的添加量如表2所示。
包括试验组和空白组在内的实验均设置3组平行实验，分别测定相关指标后取平均值以减轻实验中产生的误差。实验发酵瓶每天手动摇匀2次，每次持续1 min。集气袋收集沼气，测量沼气体积。定期取样测定发酵液的pH、氨氮等物化指标。实验过程中通过pH和产气量的变化来判断发酵系统是否出现了酸化，如果pH值低于6.0且产气急剧下降甚至停止产气时，判断系统出现严重的酸化。此时观察发酵系统能否由自我调控能力在2~5 d内逐步恢复至正常状态，如果系统无法恢复，则通过2 mol·L−1的NaOH溶液将发酵系统的pH值调节至7.3~7.5，随后添加3 g的NaHCO3粉末溶解于发酵液中[13]，为后续的发酵实验提供一定的缓冲能力。
2) 接种比对厌氧发酵的影响。在已有实验基础上，另外增设了2组实验，KW∶BW分别为1∶0和3∶1，接种比I/S均为0.5，探索更低的接种比条件下，黑水的添加是否会对厨余垃圾的厌氧发酵产生更加明显的影响，以及发酵系统失稳的可恢复性。各组实验的发酵瓶有效容积为300 mL，在 (37±1) ℃下发酵至不再产生沼气。各物质的添加量如表3所示。
-
TS和VS采用烘干法和灼烧法测定，其中，TS于 (105±5) ℃的真空干燥箱 (DZF，上海坤天试验仪器有限公司) 中24 h烘干至恒重，VS于 (550±10) ℃的马弗炉 (MF-1100C，贝意克) 中灼烧3 h；C、H、O、N元素通过元素分析仪 (vario EL cube，Elemental, Germany) 进行测定，根据元素含量计算碳氮比 (C/N) ；发酵液在6 000 r·min−1条件下离心20 min，测定上清液中pH、NH3-N、COD、VFA浓度，其中pH使用pH计 (HQ30d，HACH) 检测；NH3-N和COD利用便携式分光光度计 (Hach DR 2800，HACH) 进行检测；VFA利用用气相色谱 (GC-8600，北京北分天普仪器技术有限公司) 分析法进行测定；沼气产量利用200 mL注射器抽取集气袋内的沼气，记录沼气体积；沼气中甲烷百分含量利用便携式沼气分析仪 (Geotechnical (UK) producer Ltd., Gloucester, UK) 测定，沼气体积与沼气中甲烷百分含量的乘积为甲烷产量。游离氨 (FAN) 浓度根据pH值和NH3-N浓度，利用式(1)进行计算[14]。
式中：TAN为总氨氮的浓度；NH3 (FAN) 为游离氨的浓度；T (K) 表示K氏温度。
-
1) 产甲烷特性。如图2(a)所示，混合比为1∶0、10∶1、5∶1、3∶1的实验组，前期甲烷产量接近于零，直至第25 d才进入快速产气阶段，分别在第54、57、51和60 d基本达到平衡。65 d的累计甲烷产量分别为262.7、265.5、278.0、140.1 mL·g−1 VS，与厨余垃圾单独发酵相比，添加少量黑水的实验组累计甲烷产量基本无变化，进一步提高黑水的添加比例至KW∶BW=5∶1时，累计产甲烷量最高，相比厨余垃圾单独发酵提高了5.8%，而当KW∶BW=3∶1时，累计产甲烷量下降了46.7%。
由图2(b)各组实验平均甲烷含量随时间的变化可以看出，第7 d之前产生的沼气甲烷含量较低，均不超过20%，第7 d对发酵系统进行调节之后，各组实验的甲烷含量开始呈现缓慢增加的趋势，在第20 d时接近40%，在30 d以后逐渐接近峰值，各组均超过60%。KW∶BW=1∶0、10∶1、5∶1、3∶1实验组的最高甲烷含量分别为76.7%、77.8%、79.9%和69.7%，平均甲烷含量分别为37.4%、37.1%、41.6%和34.7%，其中3∶1实验组的甲烷含量明显低于其他实验组。
2) pH变化。pH值是厌氧发酵过程中非常重要的指标。有研究认为，厌氧发酵最佳的pH范围为6.8~7.2[15]，也有学者认为产甲烷菌活性最高的pH范围为6.5~8.2[16]。可见不同的发酵条件下pH的最佳范围存在一定的区别，尤其是产甲烷菌，对pH非常敏感，过低和过高都可能会抑制产甲烷菌的活性。
由图3可以看出，由于接种污泥的添加，4组实验的初始pH值均在7.1~7.3之间，实验开始后pH迅速下降，第7 d时各组pH值均下降至6.0以下，第7 d通过人为调节，各组实验的pH整体呈逐步增加的趋势，第27 d时，各组的pH值均接近于8.0，第40 d时，各组pH值均高于8.2。
3) 氨氮浓度变化。氨氮浓度是影响厌氧发酵的重要因素，一定浓度的氨氮可以为发酵系统提供缓冲能力，有利于抵抗酸化造成的抑制[17]，而氨氮浓度过高时会对产甲烷菌产生抑制，造成产气效率的下降[18]。由图4可以看出，KW∶BW=1∶0、10∶1、5∶1、3∶1实验组的初始氨氮浓度分别为995、1 180、1 845、2 245 mg·L−1。实验初期除黑水含量较高的实验组氨氮浓度有所下降外，几组实验的氨氮浓度呈逐渐增加的趋势，在第27 d时4组实验氨氮浓度均达到较高的水平，分别为1 595、1 950、2 130、2 360 mg·L−1，此后3∶1实验组的氨氮浓度继续呈增长趋势，37 d时达到2 615 mg·L−1，而其余3组实验基本保持稳定。
4) 讨论。分析实验现象可知，实验前期各组产气基本处于停滞状态，主要由于厨余垃圾的比例较高，快速的水解酸化导致了VFA的积累[19]，此时发酵系统的缓冲能力较弱，无法通过自身的调节恢复至正常状态。进行人为调节pH值并加入缓冲剂后，短时间内各组的甲烷产量增加不大，说明前期的酸化已经严重抑制了产甲烷菌的活性，产甲烷菌无法及时恢复活性，存在一定的延滞期。杨紫怡等[20]有关厨余垃圾厌氧发酵的研究也表明，VFA积累会使产甲烷过程受到一定程度抑制而出现产甲烷延滞期。实验第27 d时，各组的pH值均接近于8.0，但产甲烷速率均处于较高的水平，此时的产甲烷菌活性较高，与研究认为高固体厌氧发酵系统中pH值在8.0左右同样适宜于产甲烷菌生长的结论相符。虽然40 d以后各实验组的pH值均高于8.2，但产甲烷过程正常进行，景二丹等[21]有关厨余垃圾厌氧发酵的实验也表明，pH值在7.0~8.5时，产甲烷效率较高。
整个发酵过程中，黑水添加量较高的实验组累计甲烷产量远低于其他实验组，而氨氮浓度始终显著高于其他实验组，主要由于黑水添加超过一定的比例时，发酵系统中较高的氨氮浓度在高pH条件下转化为游离氨，可能造成氨抑制，对产甲烷过程产生不利影响。徐家英等[22]进行厨余垃圾的厌氧发酵实验表明，当氨氮达到一定浓度时，会引起丙酸积累，影响发酵产气效果。Wang等[14]进行低固体条件下 (TS=6%) 厨余垃圾与黑水混合发酵的实验，也得出了黑水添加量较高时会导致产气量下降的相似结论。
综上可以看出，高固体条件下，黑水与厨余垃圾混合发酵初期酸化严重，黑水无法对酸化问题起到明显的调控作用，而通过人为添加缓冲剂能够解决系统酸化问题，恢复产甲烷过程。同时，黑水的添加无法明显提升厨余垃圾混合发酵的产甲烷性能，当添加量较高时会造成累计甲烷产量大幅降低。因此，在高固体条件下厨余垃圾发酵未发生酸化时黑水不适宜作为协同基质。
-
1) 产甲烷特性。由图5(a)可以看出4组实验的单位VS累计甲烷产量差别较大，厨余垃圾单独发酵且接种比为1时的累计甲烷产量最高，为262.7 mL·g−1 VS，接种比为0.5时累计甲烷产量只有162.1 mL·g−1 VS，相比接种比为1时降低了38.3%。厨余垃圾与黑水的混合比为3∶1且接种比为1时，累计甲烷产量为140.1 mL·g−1 VS，接种比为0.5时，累计甲烷产量只有37.5 mL·g−1 VS，相比接种比为1时降低了73.2%。由图5(b)可以看出，接种比为1时厨余垃圾单独发酵及混合发酵实验组的平均甲烷含量明显高于0.5时，分别提升了14.9%和34.1%；而接种比为1和0.5条件下厨余垃圾单独发酵组相比添加黑水组的平均甲烷含量则分别提升了12.2%和30.9%。
2) pH变化。由图6可以看出，4组实验的初始pH值都在7.0以上，第4 d时，接种比为0.5的2组实验pH值均降至4.5以下，接种比为1的2组实验pH值下降至5.2左右，此时各组发酵系统已经严重酸化，产甲烷菌活性几乎完全受到抑制。第7 d调节pH后，添加黑水的实验组pH整体缓慢增加，而厨余垃圾单独发酵组pH先降低后再缓慢增加。第27 d时接种比为1的2组实验pH处于7.6~8.1之间，接种比为0.5的pH处于7.1~7.5之间，此后各组实验pH基本保持稳定。
3) 氨氮浓度变化。由图7可以看出，实验过程中各组的氨氮浓度整体呈增加的趋势，这是由于厌氧发酵过程中含氮有机物的分解提高了系统中的氨氮浓度。厨余垃圾单独发酵的实验组初始氨氮浓度均在1 200 mg·L−1以下，整个发酵过程中氨氮浓度基本保持低于1 800 mg·L−1。而添加了黑水的实验组初始氨氮浓度约为2 200 mg·L−1，实验第4 d下降至2 000 mg·L−1以下，此后逐渐增加，第27 d时达到2 200 mg·L−1，在第37 d时达到2 500~2 900 mg·L−1，其中接种比较低的混合发酵实验组由于黑水的添加量较高，氨氮浓度明显高于接种比较高的实验组。
4) 讨论。接种比较低时，无论是厨余垃圾单独发酵还是混合发酵的产甲烷量和平均甲烷含量都相对较低，原因是低接种比条件下发酵系统中产甲烷微生物的量较少，缺乏足够的缓冲能力，无法对pH产生有效调节，发酵系统抵抗氨抑制的能力较弱，导致产甲烷效率较低。甄月月等[23]、王佳君等[24]分别在蔬菜和餐厨垃圾的厌氧发酵实验中同样得出了接种比越高越有利于产甲烷的结论。此外，对比相同接种比下不同混合比例的实验组产气状况可以发现，添加了黑水的混合发酵组的累计产甲烷量和平均甲烷含量明显低于厨余垃圾单独发酵组，原因是黑水的添加对厨余垃圾产甲烷过程产生了消极影响。
实验过程中厨余垃圾单独发酵的2组实验氨氮浓度基本保持在1 800 mg·L−1以下，并未对产甲烷菌产生明显的影响，这与蒋建国等[25]认为厨余垃圾在高固体单独发酵状态下，当总氨氮浓度低于1 700 mg·L−1时系统不会处于氨抑制状态的研究结论相符。而混合发酵组由于黑水的添加对厌氧发酵系统的氨氮浓度产生了明显的影响，加上高固体厌氧发酵系统的含水率相对较低，氨氮浓度得不到有效稀释，此时发酵系统的pH值又较高，导致系统的游离氨浓度处于较高的水平，对产甲烷菌产生了抑制作用[26-27]。特别是接种比较低时，氨抑制现象更为明显，郑晓伟等[28]、刘丹等[29]在餐厨垃圾的厌氧发酵实验中证明了接种比对于避免发酵系统产生氨抑制的重要作用。许智等[30]有关人粪尿高固体厌氧发酵的研究，同样证明了适当黑水添加比例对发酵系统的重要性。
综上可以看出，接种比较低时，发酵系统的产甲烷性能明显下降，保证较高的接种比对于改善发酵系统的pH和产甲烷效率具有重要意义。而一定黑水的添加，虽然能够在一定程度上为发酵系统提供缓冲性能，但添加量过多时，可能对发酵系统造成氨抑制等不利影响，导致产甲烷效率较低。可见，保证一定的接种比，同时控制黑水的添加量，对于降低高固体发酵系统有机负荷，避免氨氮抑制具有重要作用。
-
1) 高固体条件下，黑水与厨余垃圾混合发酵初期酸化严重，调节pH和添加缓冲剂能够解决系统酸化失稳问题，调控后经历短暂的延滞期后，产甲烷过程基本恢复正常。
2) 接种比为1的高固体条件下，黑水的添加无法明显提升厨余垃圾混合发酵系统甲烷产量，当添加量较高时发酵系统易产生氨抑制，造成累计甲烷产量大幅降低，因此在高固体条件下厨余垃圾发酵未发生酸化时黑水不适宜作为协同基质。
3) 接种比由1下降至0.5时，高固体厌氧发酵系统有机负荷过大，导致发酵实验组累计甲烷产量和平均甲烷含量均明显下降，保证一定的接种比具有重要意义。
高固体条件下黑水添加对厨余垃圾厌氧发酵的影响
Effect of blackwater addition on anaerobic digestion of kitchen waste under high solid condition
-
摘要: 为探究高固体条件下黑水添加对厨余垃圾厌氧发酵性能的影响，设置了不同黑水添加比例以及不同接种比的发酵实验。结果表明，实验初期各组均出现了快速酸化，调节pH至7.3~7.5并添加缓冲剂后，产甲烷过程逐步恢复正常；添加了黑水的混合发酵实验组的累计甲烷产量相比厨余垃圾单独发酵实验组提升不大，而黑水的添加比例较高时，由于氨抑制作用，造成产甲烷量下降了46.7%；接种比由1下降至0.5时，混合比为3∶1和厨余垃圾单独发酵的实验组累计甲烷产量分别下降了73.2%和38.3%，平均甲烷含量分别下降了47.7%和13.0%。说明高固体、低接种比条件下，加入黑水不能有效改善厨余垃圾的厌氧发酵反应。该研究结果可为高负荷条件下厨余垃圾与黑水2种高浓度家庭有机废物流的资源化处理提供理论参考。Abstract: In order to explore the effect of blackwater addition on the anaerobic digestion performance of kitchen waste under high solid conditions, three groups of mixed raw feeding material digestion experiments with different blackwater addition ratios were set up. The results showed that rapid acidification occurred in each group at the initial stage of the experiment. After adjusting the pH to 7.3~7.5 and adding buffer agent, the anaerobic digestion process gradually returned to normal. The cumulative methane production of the digestion experiment group with blackwater addition did not increase significantly compared with the single digestion experiment group of kitchen waste, while the methane production decreased by 46.7% when the addition ratio of blackwater was higher due to ammonia inhibition. When the inoculation ratio decreased from 1 to 0.5, the cumulative methane production decreased by 73.2% and 38.3% in the experimental group with a mixing ratio of 3:1 and kitchen waste alone, respectively, and the average methane content decreased by 47.7% and 13.0%, respectively. It was explained that under the conditions of high solids and low inoculation ratio, blackwater could not improve digestion performance for kitchen waste effectively. The results of this study can provide a theoretical reference for the resource treatment of two high-concentration household organic waste streams, kitchen waste and black water, under high load conditions.
-
Key words:
- blackwater /
- kitchen waste /
- high solid /
- anaerobic digestion /
- methane production efficiency
-
-
图 2 不同黑水添加比例的厨余垃圾厌氧发酵实验组累计甲烷产量和甲烷含量
Figure 2. Cumulative methane production and methane content of kitchen waste anaerobic digestion experimental group with different black water addition ratio
图 3 不同黑水添加比例的厨余垃圾厌氧发酵实验组pH值变化
Figure 3. Change of pH value of kitchen waste anaerobic digestion experimental group with different black water addition ratio
图 4 不同黑水添加比例的厨余垃圾厌氧发酵实验组总氨氮浓度变化
Figure 4. Change of total ammonia nitrogen concentration of kitchen waste anaerobic digestion experimental group with different black water addition ratio
图 5 不同接种比实验组的累计甲烷产量和平均甲烷含量
Figure 5. Accumulated methane production and average methane content of experimental groups with different inoculation ratios
图 6 不同接种比实验组的pH值变化
Figure 6. Changes in pH values of experimental groups with different vaccination ratios
图 7 不同接种比实验组氨氮浓度变化
Figure 7. Changes in ammonia nitrogen concentration in experimental groups with different inoculation ratios
表 1 底物和接种物特性
Table 1. Characteristics of substrates and inoculum
添加类别 TS/% VS/TS/% C/% H/% O/% N/% C/N/% pH TCOD/ (g·L−1) TAN/ (mg·L−1) TVFA/ (g·L−1) 厨余垃圾 25.1 90.2 46.7 6.6 44.2 2.2 21.2 4.3 192.9 635 0.72 黑水 6.7 78.5 43.2 6.1 45.8 4 10.8 6.7 143.2 4 488 20.27 接种物 11.7 48.8 — — — — — 7.5 — — — 注：TS为总固体含量，VS为挥发性固体含量，TCOD为总化学需氧量，TAN为总氨氮，TVFA为总挥发性脂肪酸。 
下载: 导出CSV
表 2 TS=12%、I/S=1时不同实验组各物质的添加量
Table 2. The amount of substances added to different experimental groups when TS=12% and I/S=1
组别 KW/g BW/g 接种物/g 水/g VS/g TS/% KW∶BW=1∶0 45 0 212 43 10.2 12 KW∶BW=10∶1 41 16 211 32 10.1 12 KW∶BW=5∶1 38 29 210 23 10.1 12 KW∶BW=3∶1 35 43 210 12 10.2 12 空白组 0 0 300 0 - 11.7
下载: 导出CSV
表 3 TS=12%、I/S=0.5时不同实验组各物质的添加量
Table 3. The amount of substances added to different experimental groups when TS=12% and I/S=0.5
组别 KW/g BW/g 接种物/g 水/g VS/g KW∶BW=1∶0 68 0 161 71 15.4 KW∶BW=3∶1 52 66 159 23 15.2
下载: 导出CSV
-
[1] 贾璇, 郭萌, 冶荣霞, 等. 米曲霉发酵厨余垃圾制备富酶产物的研究[J]. 环境科学研究, 2022, 35(3): 828-835. [2] 方文敏, 洪霄伟, 张赐华, 等. 破碎厨余垃圾对公共排水系统的影响[J]. 中国给水排水, 2023, 39(1): 34-38. [3] 窦润琦, 郭美欣, 郭萌, 等. 二氧化锰对厨余垃圾制备液体肥中腐殖质形成的影响[J]. 环境工程学报, 2023, 17(7): 2352-2360. [4] WU C F, HUANG Q Q, YU M, et al. Effects of digestate recirculation on a two-stage anaerobic digestion system, particularly focusing on metabolite correlation analysis[J]. Bioresource Technology: Biomass, Bioenergy, Biowastes, Conversion Technologies, Biotransformations, Production Technologies, 2018. [5] 常城, 明磊强, 牟云飞, 等. 厨余垃圾与污泥厌氧发酵产甲烷的协同作用[J]. 中国环境科学, 2022, 42(3): 1259-1266. [6] 黄伟钊, 林艺平, 陈家钦. 不同接种物对厨余垃圾厌氧发酵的影响[J]. 环境卫生工程, 2019, 27(6): 53-56. [7] 陈雪, 袁海荣, 邹德勋, 等. 餐厨垃圾和稻草两相厌氧发酵及其动力学[J]. 环境工程学报, 2015, 9(5): 2405-2411. [8] 马涛. 粪便污水处理技术和机械设备应用分析[J]. 现代制造技术与装备, 2021, 57(8): 144-145. [9] 左斯琪, 李子富. 黑水无害化及资源化处理技术进展[J]. 环境卫生工程, 2020, 28(4): 37-44. [10] ZHANG L M, GUO B, ZHANG Q, et al. Co-digestion of blackwater with kitchen organic waste: Effects of mixing ratios and insights into microbial community[J]. Journal of Cleaner Production, 2019, 236: 117703. doi: 10.1016/j.jclepro.2019.117703 [11] GAO M J, GUO B, ZHANG L M, et al. Microbial community dynamics in anaerobic digesters treating conventional and vacuum toilet flushed blackwater[J]. Water Research, 2019, 160: 249-258. doi: 10.1016/j.watres.2019.05.077 [12] ZHANG Q, ZHANG L M, GUO B, et al. Mesophiles outperform thermophiles in the anaerobic digestion of blackwater with kitchen residuals: Insights into process limitations[J]. Waste Management, 2020, 105: 279-288. doi: 10.1016/j.wasman.2020.02.018 [13] LEE E, BITTENCOURT P, CASIMIR L, et al. Biogas production from high solids anaerobic co-digestion of food waste, yard waste and waste activated sludge[J]. Waste Management, 2019, 95(2): 432-439. [14] WANG H H, LI Z F, ZHOU X Q, et al. Anaerobic Co-Digestion of Kitchen Waste and Blackwater for Different Practical Application Scenarios in Decentralized Scale: From Wastes to Energy Recovery[J]. Water, 2020, 12(9): 2556. doi: 10.3390/w12092556 [15] WARD A J, HOBBS P J, HOLLIMAN P J, et al. Optimisation of the anaerobic digestion of agricultural resources[J]. Bioresource Technology, 2008, 99(17): 7928-7940. doi: 10.1016/j.biortech.2008.02.044 [16] MAO C L, FENG Y Z, WANG X J, et al. Review on research achievements of biogas from anaerobic digestion[J]. Renewable & Sustainable Energy Reviews, 2015, 45: 540-555. [17] 胡崇亮, 张栋, 戴翎翎, 等. 厌氧发酵过程氨抑制研究进展[J]. 环境工程, 2016, 34(12): 23-27+63. [18] WANG X M, LI Z F, BAI X, et al. Study on improving anaerobic co-digestion of cow manure and corn straw by fruit and vegetable waste: Methane production and microbial community in CSTR process[J]. Bioresource Technology, 2017: 290-297. [19] 余益辉, 黄振兴, 高树梅, 等. 固相餐厨垃圾厌氧发酵特性[J]. 环境工程学报, 2015, 9(1): 355-361. [20] 杨紫怡, 王雯, 马宗虎, 等. 长链脂肪酸对餐厨垃圾厌氧发酵产甲烷的影响[J]. 环境工程学报, 2017, 11(10): 5651-5657. [21] 景二丹, 许小燕, 韩云, 等. 餐厨厌氧发酵工艺影响因素的探究[C]//中国环境科学学会环境工程分会. 中国环境科学学会2021年科学技术年会——环境工程技术创新与应用分会场论文集(三). 工业建筑杂志社有限公司, 2021: 3. [22] 徐家英. 氨氮对厌氧发酵脂肪酸浓度的影响研究[J]. 中国沼气, 2021, 39(5): 12-16. [23] 甄月月, 葛一洪, 施国中, 等. 不同含固率和接种比对尾菜厌氧发酵的影响[J]. 中国沼气, 2020, 38(2): 45-51. [24] 王佳君, 陆洪宇, 陈志强, 等. 接种量对餐厨垃圾中温厌氧产甲烷潜能的影响[J]. 环境工程学报, 2017, 11(1): 541-545. [25] 蒋建国, 王岩, 隋继超, 等. 厨余垃圾高固体厌氧发酵处理中氨氮浓度变化及其影响[J]. 中国环境科学, 2007(6): 721-726. [26] POIRIER S, MADIGOU C, BOUCHEZ T, et al. Improving anaerobic digestion with support media: Mitigation of ammonia inhibition and effect on microbial communities[J]. Bioresource Technology, 2017, 235: 229-239. doi: 10.1016/j.biortech.2017.03.099 [27] 杨祎楠, 强虹, 裴梦富, 等. 进料浓度对鸡粪连续中温厌氧发酵的影响[J]. 环境工程学报, 2019, 13(12): 2963-2972. [28] 郑晓伟, 李兵, 郭栋, 等. 餐厨垃圾厌氧发酵启动特性与产甲烷效率[J]. 环境工程, 2018, 36(9): 128-132. [29] 刘丹, 李文哲, 高海云, 等. 接种比例和温度对餐厨废弃物厌氧发酵特性的影响[J]. 环境工程学报, 2014, 8(3): 1163-1168. [30] 许智, 叶小梅, 常志州, 等. 温度对厨余垃圾和人粪尿污水混合液的水解酸化影响[J]. 中国沼气, 2011, 29(3): 9-12. -
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 1298
- HTML全文浏览数: 1298
- PDF下载数: 118
- 施引文献: 0
