底物濃度對餐廚垃圾厭氧消化的影響

姜立，張成明，韓婭新，陳雪蘭，李十中

1(清華大學 核能與新能源研究院，北京，100084) 2(北京市生物燃料工程技術研究中心，北京，100084)3(中美生物燃料聯(lián)合研究中心，北京，100084)

?

底物濃度對餐廚垃圾厭氧消化的影響

姜立1,2,3，張成明1,2,3，韓婭新1,2,3，陳雪蘭1,2,3，李十中2,3*

1(清華大學 核能與新能源研究院，北京，100084) 2(北京市生物燃料工程技術研究中心，北京，100084)3(中美生物燃料聯(lián)合研究中心，北京，100084)

摘要在中溫(37 ℃)及固定接種比[菌泥∶餐廚=2∶1(揮發(fā)性固體質(zhì)量比，VS)]條件下，考察了底物濃度(6%、9%、12%)對餐廚垃圾厭氧消化的影響。結(jié)果表明，底物濃度對累積甲烷產(chǎn)量、底物甲烷得率和容積產(chǎn)氣率影響不同。隨著底物濃度增加，累積甲烷產(chǎn)量逐漸增加，甲烷得率逐漸降低，容積產(chǎn)氣率先增大后減小，相應的最大值及底物濃度分別為3 062 mL(總固體12%)、479 mL CH4/g揮發(fā)性固體(總固體6%)和730 mL CH4/(L·d)(總固體9%)。厭氧消化結(jié)束后，體系固形物去除率為19.24%～20.20%，揮發(fā)性固形物去除率為31.08%～32.63%。發(fā)酵結(jié)束后，消化液化學需氧量(COD)、堿度和氨氮濃度均隨著底物濃度增加而增加，最大值分別為2 344 mg/L、7 232 mg CaCO3/L和1 340 mg/L。采用Modified Gompertz模型對餐廚垃圾厭氧消化過程進行擬合，結(jié)果表明，總固體為6%時Mmax和Rmax最高，分別為486 mL/g和60.58 mL/(g·d)。

關鍵詞餐廚垃圾；厭氧消化；底物濃度；動力學

餐廚垃圾是城市生活垃圾的主要成分之一，主要來自餐飲業(yè)、居民家庭，以及果蔬批發(fā)市場等[1]。餐廚垃圾有機質(zhì)含量高、易變質(zhì)腐臭，易滋生細菌和病原菌，若處理不當會引發(fā)一系列環(huán)境和社會問題。例如，“地溝油”、“垃圾豬”等食品安全問題，嚴重影響了人們的生命健康，并一度成為社會關注的焦點。相關統(tǒng)計表明，我國2014年餐廚垃圾生產(chǎn)量已超過9 000萬 t[2]，并且增長趨勢明顯。餐廚垃圾的合理、有效處置已迫在眉睫。目前的處理技術中(衛(wèi)生填埋、焚燒、好氧堆肥、厭氧消化)，以無害化處理和資源化利用為導向的厭氧消化技術被認為是最有效的處理技術。餐廚垃圾以有機組分為主，營養(yǎng)豐富、降解速度快、降解率高，其甲烷潛力通常在500 mL/g VS左右[3-4]，是生產(chǎn)沼氣的理想原料。在餐廚垃圾厭氧消化中，底物濃度和接種比是兩個重要的工藝參數(shù)。

接種比對餐廚垃圾厭氧消化的代謝產(chǎn)物和運行穩(wěn)定性有重要影響。隨著接種比升高，代謝產(chǎn)物由氫氣向甲烷逐漸過渡，反應器運行穩(wěn)定性也逐漸提高，但是反應器處理能力會下降[5-7]。HAIDER等報道，以餐廚垃圾和稻殼為底物時，當接種比為1∶2及1∶1.5時，系統(tǒng)發(fā)生嚴重酸化；當接種比為1∶1及以上時，發(fā)酵系統(tǒng)運行正常，且底物沼氣得率不斷上升。前期試驗發(fā)現(xiàn)，接種比為1∶1時，發(fā)酵前期有氫氣產(chǎn)生，隨著發(fā)酵時間延長，產(chǎn)物轉(zhuǎn)變?yōu)榧淄?。當接種比為1∶2和1∶4時，整個厭氧消化過程的代謝產(chǎn)物為氫氣；接種比為2∶1及4∶1時，整個厭氧消化過程的代謝產(chǎn)物為沼氣。本文目的是考察餐廚垃圾厭氧消化產(chǎn)沼氣的性能，因此，選擇接種比為2∶1。

餐廚垃圾厭氧消化可以在不同底物濃度條件下進行。低濃度發(fā)酵時，底物消化更加徹底，反應過程更易控制。但是，容積產(chǎn)氣率較低，經(jīng)濟效益較差，且發(fā)酵后會產(chǎn)生大量厭氧廢水，帶來嚴重的二次污染隱患。采用高濃度或固態(tài)發(fā)酵技術可以顯著提高容積產(chǎn)氣率，并減少廢水生成，但是會對容積產(chǎn)氣率和底物甲烷得率產(chǎn)生影響。目前報道往往是在某一固定底物濃度條件下，研究接種比對產(chǎn)氣性能的影響。而在固定接種比條件下，底物濃度對累積產(chǎn)氣量、容積產(chǎn)氣率和底物甲烷得率影響的研究較少。盡管餐廚垃圾厭氧消化可以在很寬的底物濃度條件下進行，但是，考慮到餐廚垃圾本身特性(固形物含量通常在10%～20%)，以及實際操作問題，利用餐廚垃圾為唯一底物進行發(fā)酵時，底物濃度控制在6%～12%較為合適。

在前期實驗及文獻調(diào)研基礎上，本文選擇接種比為2∶1，這樣可以保證厭氧消化的代謝產(chǎn)物為沼氣，且可以獲得較高的反應器處理效率。在此基礎上，考察了底物濃度(6%、9%、12%)對累積甲烷產(chǎn)量、底物甲烷得率和容積產(chǎn)氣率的影響。最后，利用Modified Gompertz模型對厭氧消化過程進行了擬合以進一步分析底物濃度對餐廚垃圾厭氧消化的影響。

1材料與方法

1.1實驗材料

試驗用餐廚垃圾取自清華大學核能與新能源研究院食堂。取樣后，簡單瀝水，分選出不能發(fā)酵的雜物，然后使用粉碎機粉碎，放入-20 ℃冰箱內(nèi)保存待用。接種物取自北京市周邊污水處理廠的二級厭氧消化污泥，自然沉淀，除去上清液備用。

餐廚垃圾及接種物的基本特性如表1所示。

表1　餐廚垃圾及接種物的基本特性

注：TS為總固體，VS為揮發(fā)性固體；C、N、H、O含量以干基計；根據(jù)餐廚垃圾的C、H、O、N含量，計算餐廚垃圾理論甲烷產(chǎn)量為1 g揮發(fā)性固體中含有582 mL CH4

1.2試驗方法

厭氧消化過程在甲烷潛力分析儀上進行(AMPTSⅡ，碧普)。反應瓶體積500 mL，體系總質(zhì)量為400 g，發(fā)酵溫度(37±1) ℃，所有樣品設置3個平行，攪拌功率40%。用2 mol/L NaOH吸收CO2。發(fā)酵啟動前向體系中充N2以保證厭氧環(huán)境。所有樣品發(fā)酵結(jié)果均扣除種泥自身產(chǎn)氣的影響。在進入CO2吸收瓶前的管路上取樣測定氣體組成。實驗前，菌泥經(jīng)3 000 r/min離心10 min，按照VS比為2∶1與餐廚垃圾進行配比。每個發(fā)酵瓶中加入1.2 g NaHCO3使系統(tǒng)初始堿度為1 800 mg CaCO3/L。

1.3分析方法

TS、VS、氣體組成、揮發(fā)性有機酸(VFA)、COD測定如文獻[11]所述。堿度、氨氮測定如文獻[12]所述。

1.4甲烷得率及容積產(chǎn)氣率計算

(1)

(2)

式中：Y1，底物甲烷得率(1 g揮發(fā)性固形物中的CH4體積)，mL/g；V1，甲烷累積產(chǎn)量，mL；VS，餐廚垃圾中的揮發(fā)性固形物質(zhì)量，g；Y2，容積產(chǎn)氣率mL CH4/(L·d)；V2，累積甲烷產(chǎn)量的80%，mL；400，發(fā)酵裝置有效體積，mL；T80，產(chǎn)氣量達到累積產(chǎn)氣量80%對應的時間，d。

1.5動力學模型

對于復雜有機物的批式厭氧消化過程，通常采用Modified Gompertz模型進行擬合[9]。如公式(3)所示：

角色不同所使用的方法也是不同的。仔細分析牧人所采取的行動策略，不難發(fā)現(xiàn)主要有兩種方式，一種是牽引，一種是驅(qū)動。雖然兩種方式在特定環(huán)境下都發(fā)揮了一定作用，但用牽引的方法一般只能照顧到一頭牛，而用驅(qū)動的方法不僅適用于一頭牛，也適用于一群牛，一旦掌握技巧和方法就能駕馭自如。是牽引好還是驅(qū)動好其實已經(jīng)不言而喻，尤其在發(fā)揮主觀能動性方面，驅(qū)動的方法更有優(yōu)勢。經(jīng)驗豐富的牧者一般都是放開韁繩，指明方向，讓開首位，驅(qū)動前行。只有當牛偏離了前行的方向，牧人才給予指示、矯正，這樣做不僅省力，而且提高了效率，這就是牧者的智慧。

(3)

式中：M(t)為t時刻單位VS甲烷的累積產(chǎn)量，mL/g；Mmax為最終單位VS甲烷產(chǎn)量，mL/g；Rmax為最大單位VS甲烷產(chǎn)率，mL/(g·d)；λ為延滯期，d；t為試驗持續(xù)的時間，d；e=2.718 3。

2結(jié)果與分析

2.1底物濃度對餐廚垃圾厭氧消化日產(chǎn)氣量的影響

不同底物濃度條件下，餐廚垃圾日產(chǎn)氣量呈現(xiàn)不同的變化規(guī)律，主要體現(xiàn)在出峰數(shù)量、出峰時間和峰值上(圖1)。底物濃度為6%、9%和12%時，分別出現(xiàn)2個、2個和4個產(chǎn)氣高峰。廖家林[14]以餐廚廢水為研究對象時，僅發(fā)現(xiàn)一個產(chǎn)氣高峰；房明[15]等報道，VS 0.8%及接種比大于1∶1條件下，也只出現(xiàn)一個產(chǎn)氣高峰；李靖[10]等發(fā)現(xiàn)，在高固濃度(12%～18%)條件下，餐廚垃圾厭氧消化中出現(xiàn)了3個以上的產(chǎn)氣高峰。由此可見，產(chǎn)氣高峰出現(xiàn)的數(shù)量與底物濃度有關，濃度越高產(chǎn)氣高峰數(shù)量越多。此外，有研究表明接種比也會對產(chǎn)氣高峰數(shù)量產(chǎn)生影響[15]。高底物濃度時，甲烷菌及水解菌可能會被餐廚中的油脂包裹，影響了底物與微生物的接觸，隨著油脂的降解從而出現(xiàn)了2個或多個產(chǎn)氣高峰[19]。

圖1　不同底物濃度條件下餐廚垃圾厭氧消化甲烷日產(chǎn)量的變化Fig.1　Daily methane production during anaerobic digestion from kitchen waste under different substrate concentrations

底物濃度為6%和9%時，產(chǎn)氣高峰均分別出現(xiàn)在第1天和第7天；而底物濃度為12%時，產(chǎn)氣高峰分別出現(xiàn)在第1天、第10天、第15天和第19天。結(jié)果表明，隨著底物濃度升高，產(chǎn)氣高峰出現(xiàn)的時間逐漸延遲。呂琛[13]利用餐廚垃圾進行沼氣發(fā)酵時發(fā)現(xiàn)，底物濃度為2%～6%(TS)時，第1個產(chǎn)氣高峰均出現(xiàn)在第1天；隨著TS增大，第2個產(chǎn)氣高峰出現(xiàn)的時間逐漸推遲，結(jié)果與本文類似。

底物濃度對最高日產(chǎn)氣量也有顯著影響。TS 9%時第1個產(chǎn)氣高峰(608 mL)比TS 6%的高67.96%，第2個產(chǎn)氣峰值二者相當，為480 mL左右。TS 12%出現(xiàn)4個產(chǎn)氣高峰，且隨著厭氧消化的進行，產(chǎn)氣峰值逐漸減小，分別為592 mL(第1天)、186 mL(第10天)、215 mL(第15天)和103 mL(第19天)。

2.2底物濃度對餐廚垃圾厭氧消化累積甲烷產(chǎn)量的影響

隨著底物濃度增加，累積甲烷產(chǎn)量逐漸上升，但上升趨勢變緩(圖2)。不同底物濃度時，餐廚垃圾厭氧消化的累積甲烷產(chǎn)量分別為2 256 mL(6%)、2 924 mL(9%)和3 062 mL(12%)?？砂l(fā)酵物質(zhì)絕對量的增加是累積甲烷產(chǎn)量增加的根本原因。但是，隨著底物濃度不斷增加，這種促進作用顯著減弱。當?shù)孜餄舛扔?%增加至9%時，累積甲烷產(chǎn)量增加了19.46%；而底物濃度由9%進一步增加至12%時，累積甲烷產(chǎn)量僅增加了4.72%。底物濃度增加對累積產(chǎn)氣量促進減少的現(xiàn)象已有報道。杜靜[16]等以秸稈為底物進行厭氧消化，以及zhang[17]等人利用豬糞和脫水污泥聯(lián)合厭氧消化時，均發(fā)現(xiàn)了類似現(xiàn)象。這種促進作用的降低可以歸因于底物產(chǎn)氣率的降低。

圖2　不同底物濃度時餐廚垃圾厭氧消化的累積甲烷產(chǎn)量Fig.2　Cumulative methane production during anaerobic digestion from kitchen waste under different substrate concentrations

利用上文數(shù)據(jù)對底物甲烷得率和容積產(chǎn)氣率進行計算以評估底物的甲烷轉(zhuǎn)換效率和初步比較不同工藝的經(jīng)濟性。實驗中對沼氣成分也進行了檢測，所有條件下均未檢測到氫氣，且甲烷含量均在55%～ 60%之間。

底物濃度對餐廚垃圾厭氧消化時的底物甲烷得率和容積產(chǎn)氣率影響不同，底物甲烷得率隨著底物濃度增加而不斷減少；容積產(chǎn)氣率則是先增加后減少(圖3)。本研究中，底物濃度為6%、9%和12%時，餐廚垃圾的甲烷得率分別為479、420和324 mLCH4/gVS，分別為其理論值的82.30%、72.16%和55.67%。據(jù)文獻報道，餐廚垃圾在低濃度(TS 1%)發(fā)酵時，甲烷得率為其理論值的87%以上[19]。在本研究中，餐廚垃圾甲烷得率最高僅為其理論值的82.30%。許之揚[20]在研究餐廚垃圾固態(tài)厭氧消化產(chǎn)沼氣時發(fā)現(xiàn)，隨著底物濃度升高，體系中乙酸累積顯著增強，從而導致乙酸型產(chǎn)甲烷途徑受到抑制；同時由于有機酸累積使體系中pH不斷下降，增加了未解離脂肪酸的比例，進而對甲烷菌活性產(chǎn)生抑制。以上原因造成了底物甲烷得率的下降。此外，底物濃度上升還會顯著改變微生物群落結(jié)構(gòu)，也可能是底物甲烷得率下降的原因[20]。

容積產(chǎn)氣率是累積產(chǎn)氣量與發(fā)酵時間的綜合反映，是沼氣工廠運行時的一項重要經(jīng)濟指標。本文發(fā)現(xiàn)，隨著底物濃度增加，容積甲烷產(chǎn)率呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(圖3)。容積產(chǎn)氣率由高到底依次為730(TS 9%)、650(TS 6%)和340 mL CH4/(L·d)(TS 12%)。底物濃度9%時獲得最大容積產(chǎn)氣率，主要歸因于底物濃度增加對累積產(chǎn)氣量的明顯促進，以及發(fā)酵時間的略微延長。當?shù)孜餄舛冗M一步上升至12%時，一方面，底物濃度增加對累積產(chǎn)氣量的增加貢獻很小(僅比9%時增加4.72%，圖2)；另一方面卻顯著延長了發(fā)酵時間(與TS 9%相比，延長了86.96%，圖2)。因此，TS 12%的容積產(chǎn)氣率低于TS 9%，甚至低于TS 6%時的容積產(chǎn)氣率。由此可見，如果以容積產(chǎn)氣率為主要考核指標，在沒有特殊改善措施的前提下，一味追求餐廚垃圾的高濃度發(fā)酵是值得商榷的。

圖3　不同底物濃度時餐廚垃圾厭氧消化的甲烷得率和容積產(chǎn)氣率Fig.3　Methane yield and volumetric methane production of kitchen waste by anaerobic digestion under different substrate concentrations

2.4底物濃度對餐廚垃圾厭氧消化降解率的影響

消化結(jié)束后，測定并計算了體系和底物的TS和VS降解率，以判斷底物是否充分降解。如圖4所示，實驗條件下，厭氧消化體系TS、VS去除率分別為19.24%～20.20%和31.08%～32.63%，且隨著底物濃度的增加略有下降。該現(xiàn)象在其他研究中也有報道[6, 21]。在扣除接種物的影響后，底物的TS、VS降解率分別為85.63%～89.91%和93.24%～97.89%，均基本消化完全。通常認為，過低的接種比會對底物降解率產(chǎn)生負面影響，而本實驗是在較高且一致的接種比條件下進行的，因此各實驗間的降解率沒有顯著差異。

圖4　不同底物濃度時餐廚垃圾厭氧消化時的總固體和揮發(fā)固體降解率Fig.4　TS and VS degradations of kitchen waste by anaerobic digestion under different substrate concentrations

2.5不同底物濃度條件厭氧消化結(jié)束后發(fā)酵液特性分析

消化結(jié)束后，測定了不同底物濃度條件下餐廚垃圾消化液的pH、揮發(fā)性有機酸(乙酸、丙酸、丁酸)含量、COD濃度、碳酸氫鹽堿度以及氨氮(NH4+-N)濃度，以分析厭氧消化過程是否完全以及是否產(chǎn)生了抑制物質(zhì)。

如表2所示，厭氧消化結(jié)束，各組消化液pH相近(7.98～8.22)，且都處于適宜厭氧微生物生長的范圍。有機酸含量低，僅9%和12%條件下檢測到少量乙酸，丙酸和丁酸在所有條件下均未檢出。隨著底物濃度增加，消化液COD、堿度和氨氮濃度分別由6%條件下的318 mg/L、1 242 mg CaCO3/L和544 mg/L上升至12%條件下的2 344 mg/L、7 242 mg CaCO3/L和1 340 mg/L。消化液COD增加是由于底物增加時，厭氧消化殘留物質(zhì)增多造成的。消化液的堿度與陽離子濃度正相關[12]，鹽分高是餐廚垃圾的特點，隨著底物濃度增加，由原料引入的鈉離子逐漸增加，其與消化體系中的HCO3-結(jié)合，使得消化液中堿度上升。消化液中氨氮主要是由原料中蛋白代謝產(chǎn)生的，因而其濃度也會隨著底物濃度增加而增加。有研究指出[22]，中溫條件下，氨氮對厭氧消化的抑制濃度為3 000 mg/L。雖然在高負荷條件下(12%)，發(fā)酵液中氨氮濃度較高(1 340 mg/L)，但還未達到引起氨氮抑制的閥值，因此，本研究中基本不會產(chǎn)生氨氮抑制。同時也有研究指出[23]，氨氮會造成餐廚垃圾厭氧消化系統(tǒng)運行的不穩(wěn)定，從而降低厭氧消化過程的產(chǎn)氣效率。本研究中，底物濃度12%條件下，厭氧消化過程產(chǎn)氣緩慢，周期較長，有可能與氨氮有關。

表2　不同底物濃度條件下餐廚垃圾厭氧

注：ND-未測定。

2.6Modified Gompertz模型擬合餐廚垃圾厭氧消化產(chǎn)沼氣過程

采用Modified Gompertz模型對不同底物濃度條件下餐廚垃圾厭氧消化產(chǎn)氣過程進行擬合。如表3所示，相關性系數(shù)R2值均高于0.97，表明模型可以很好地模擬餐廚垃圾的厭氧消化過程。根據(jù)模型，隨著底物濃度增加，最大產(chǎn)甲烷速率Rmax和底物甲烷得率Mmax均逐漸下降。這說明，餐廚垃圾厭氧消化時，底物濃度過高會降低體系的產(chǎn)氣速率和底物的甲烷轉(zhuǎn)換率。當?shù)孜餄舛葹?%時，Mmax和Rmax最高，分別為486 mL/g和60.58 mL/(g·d)。

消化時間(T80)即累積產(chǎn)氣量達到總產(chǎn)氣量80%時所需的時間，是衡量底物消化性能的重要參數(shù)，T80的縮短意味著消化效率的升高。數(shù)據(jù)顯示，底物濃度為6%和9%條件下T80相差不大，分別為6.9天和8.0天；而當?shù)孜餄舛壬仙?2%時，T80增長到17.7天，比6%和9%時的消化時間分別延長了157%和121%。由此可見，以餐廚垃圾為底物時，可以適當提高底物濃度以獲得更好的產(chǎn)氣效率。但是，當?shù)孜餄舛冗^高時(12%)，餐廚垃圾的厭氧消化效率將會受到負面影響。

表3　不同底物濃度條件下餐廚垃圾厭氧消化Modified Gompertz方程模擬結(jié)果

3結(jié)論

在相同接種比條件下(菌泥∶餐廚，2∶1，VS)，底物濃度對餐廚垃圾甲烷得率和容積產(chǎn)氣率影響不同。隨著底物濃度增加，累積甲烷產(chǎn)量逐漸增加，底物甲烷得率逐漸降低，容積產(chǎn)氣率先增大后減小，相應的最大值及底物濃度分別為3 062 mL(TS 12%)、479 mL CH4/gVS(TS 6%)和730 mL CH4/(L·d)(TS 9%)。底物增加會使厭氧消化系統(tǒng)的堿度增加，有利于產(chǎn)氣過程的穩(wěn)定運行。在實驗條件下，厭氧消化過程均未出現(xiàn)明顯的酸化，這可以歸因于高接種比；同時，未發(fā)現(xiàn)氨氮對厭氧消化過程的抑制。Modified Gompertz方程能較好地擬合餐廚垃圾厭氧消化產(chǎn)甲烷過程。根據(jù)模型，隨著底物的增加，餐廚垃圾的甲烷得率逐漸減小，消化時間(T80)逐漸增加；適當提高底物濃度不會影響T80，并有利于獲得更好的產(chǎn)氣效率。

從獲得最大容積產(chǎn)氣率的角度看，餐廚垃圾厭氧消化發(fā)酵時的底物濃度應為9%；而從減少末端廢水生成量以及提高單位容積處理量的角度看，餐廚垃圾厭氧消化發(fā)酵時的底物濃度應為12%。如何提高在高底物濃度條件下的容積產(chǎn)氣率以及底物甲烷得率有待進一步研究。

參考文獻

[1]ZHANG Cun-sheng, SU Hai-jia, JAN B, et al. Reviewing the anaerobic digestion of kitchen waste for biogas production[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews,2014,38:383-392.

[2]許勇.餐廚垃圾兩相厭氧發(fā)酵性能的研究[D].黑龍江:東北林業(yè)大學,2014.

[3]LIU Guang-qing, LIU Xiao-ying, LI Ye-qing, et al. Influence of pH adjustment and inoculum on anaerobic digestion of kitchen waste for biogas producing[J]. Journal of biobased materials and bioenergy,2011,5(3):390.

[4]余益輝,黃振興,高樹梅,等.固相餐廚垃圾厭氧發(fā)酵特性[J].環(huán)境工程學報,2015,9(1):355-361.

[5]BANSAL S, SINGHAL Y, SINGH R. Biohydrogen production with different ratios of kitchen waste and inoculum in lab scale batch reactor at moderate temperatures[J]. Chemistry of Phytopotentials: Health, Energy and Environmental Perspectives,2012:213-216.

[6]MUHAMMA R, ZESHAN, YOUSAF S, et al. Effect of mixing ratio of kitchen waste and rice husk co-digestion and substrate to inoculum ratio on biogas production[J]. Bioresource Technology, 2015,190:451-457.

[7]GAO Shu-mei, HUANG Yue, YANG Li-li, et al. Evaluation the anaerobic digestion performance of solid residual kitchen waste by NaHCO3buffering[J]. Energy Converstion Management,2015,93:166-174.

[8]DE-BAERE L. Partial stream digestion of residual municipal solid waste[J]. Water Science and Technology, 2008,57(7):1 073-1 077.

[9]趙云飛,劉曉玲,李十中,等.餐廚垃圾與污泥高固體聯(lián)合厭氧產(chǎn)沼氣的特性[J].農(nóng)業(yè)工程學報,2011,27 (10):255-260.

[10]李靖,李學堯.接種比例對餐廚垃圾高固體濃度厭氧發(fā)酵的影響[J].環(huán)境科學與管理,2012,31(11): 131-135.

[11]PEI Pei, ZHANG Cheng-ming, LI Ji-hong, et al. Optimization of NaOH pretreatment for enhancement of biogas production of banana pseudo-stem fiber using response surface methodology[J]. Bioresources,2014,9(3):5 073-5 087.

[12]姜立.酒精沼氣雙發(fā)酵耦聯(lián)工藝探究-酒精發(fā)酵抑制因子及資源化沼液研究[D].無錫:江南大學,2012.

[13]呂琛,袁海榮,王奎升,等.果蔬垃圾與餐廚垃圾混合厭氧消化產(chǎn)氣性能[J].農(nóng)業(yè)工程學報,2011, 27(1):91-95.

[14]廖家林.油脂對餐廚廢水厭氧發(fā)酵產(chǎn)沼氣影響研究[D].無錫:江南大學,2013.

[15]房明,吳樹彪,張萬欽,等.接種比對餐廚垃圾中溫厭氧消化的影響[J].中國農(nóng)業(yè)大學學報,2014,19(1): 186-192.

[16]杜靜,陳廣銀,黃紅英,等.秸稈批式和半連續(xù)式發(fā)酵物料濃度對沼氣產(chǎn)率的影響[J].農(nóng)業(yè)工程學報, 2015,31(15):201-207.

[17]ZHANG Wan-qin, WEI Quan-yuan, WU Shu-biao, et al. Batch anaerobic co-digestion of pig manure with dewatered sewage sludge under mesophilic conditions[J]. Applied Energy,2014,128:175-183.

[18]許之揚,周慧敏,趙明星,等.揮發(fā)性有機酸對餐廚垃圾產(chǎn)沼氣過程中胞外多聚物影響研究[J].食品生物技術學報,2014,33(10):1 044-1 049.

[19]馬宗虎,馮小清,田立,等.發(fā)酵濃度對餐廚垃圾厭氧消化特性的影響[J].中國沼氣,2015,33(4):36-41.

[20]許之揚.餐廚垃圾固態(tài)厭氧消化過程內(nèi)源性抑制效應研究[D].無錫:江南大學,2014.

[21]LI Rong-ping, CHEN Shu-lin, LI Xiu-jin. Biogas production from anaerobic co-digestion of kitchen waste with dairy manure in a two phase digestion system[J]. Applied Biochemistry and biotechnology,2015,162(2):643-654.

[22]MCCARTY P. Anaerobic waste treatment fundamentals. Part Ⅲ: toxic materials and their control[J]. Public Works,1964,95:91-94.

[23]BANKS C，ZHANG Yue，JIANG Ying，HEAVEN S. Trace element requirements for stable kitchen waste digestion at elevated ammonia concentrations[J]. Bioresource technology,2012,104:127-135.

Effect of substrate concentrations on anaerobic digestion of kitchen waste

JIANG Li1,2,3ZHANG Cheng-ming1,2,3HAN Ya-xin1,2,3CHEN Xue-lan1,2,3LI Shi-zhong1,2,3*

1(Institute of Nuclear and New Energy Technology, Tsinghua University, Beijing 100084, China) 2(Beijing Engineering Research Center of Biofuels, Tsinghua University Beijing 100084, China) 3(MOST-USDA joint research center for biofuels Beijing 100084, China)

ABSTRACTEffect of substrate concentrations (total solid, TS, 6%, 9%, and 12%) on anaerobic digestion of kitchen waste was investigated under mesophilic condition (37 ℃) with inoculum to substrate ratio of 2∶1 (based on volatile solid, VS). Results showed that effects of substrate concentrations on cumulative methane production, methane yield, and volumetric methane production were different. As increasing substrate concentrations, cumulative methane production increased, methane yield decreased, and volumetric methane production increased first and then decreased. Their maximum values and corresponding TS concentrations were 3 062 mL (TS 12%), 479 mL CH4/g VS (TS 6%) and 730 mL CH4/(L·d) (TS 9%), respectively. After anaerobic digestion, TS and VS degradations of digestion system were 19.24%～20.20% and 31.08%～32.63% under different TS concentrations. COD, alkaline and ammonia nitrogen concentrations of anaerobic effluent increased as increasing substrate concentrations. The maximum concentrations of COD, alkaline and ammonia nitrogen were 2 344 mg/L, 7 232 mg CaCO3/L, and 1 340 mg/L, respectively. Modified Gompertz model was used to simulate the anaerobic digestion of kitchen waste. Result showed the highest Mmax and Rmax of kitchen waste were 486 mL/g and 60.58 mL/(g·d) under substrate concentration of TS 6%.

Key wordskitchen waste； anaerobic digestion； substrate concentration； kinetics

收稿日期：2015-10-12，改回日期：2015-12-17

基金項目：北京市科技支撐項目(No. Z141100000614005)；科技部支撐計劃(No. 2012BAC18B01)；科技部惠民計劃(No.2013GS460202-X)

DOI:10.13995/j.cnki.11-1802/ts.201604011

第一作者：碩士研究生(李十中教授為通訊作者，E-mail: szli@tsinghua.edu.cn)。