温度对餐厨垃圾厌氧发酵产氢的影响
不同物料配比对餐厨垃圾中温厌氧发酵过程的影响
不同物料配比对餐厨垃圾中温厌氧发酵过程的影响餐厨垃圾是餐饮行业产生的一种特殊垃圾，其主要成分包括食物残渣、不可食用食材、餐具和餐厨废油等。
餐厨垃圾的处理一直是环保领域的热点问题，而温厌氧发酵是处理餐厨垃圾的一种有效方式。
不同物料的配比对餐厨垃圾中的温厌氧发酵过程有着重要的影响，本文将从微生物活性、发酵产物以及发酵时间等方面展开探讨。
一、微生物活性餐厨垃圾中的微生物活性对温厌氧发酵过程有着至关重要的影响。
微生物是温厌氧发酵中的关键角色，其种类和数量会直接影响发酵效果。
在餐厨垃圾中，不同的食材含有不同的营养成分和微生物，因此对餐厨垃圾中微生物的活性有着重要影响。
在进行温厌氧发酵时，可以通过控制不同物料的配比来调节垃圾中微生物的种类和数量。
高碳水化合物含量的食材会促进厌氧菌的繁殖，而高蛋白质含量的食材则会促进产酸菌的繁殖。
在不同物料配比的情况下，可以选择合适的配比来促进优势微生物的生长，从而提高温厌氧发酵的效果。
二、发酵产物温厌氧发酵过程中产生的发酵产物对于餐厨垃圾的处理也有着重要的影响。
发酵产物不仅包括有机肥和沼气等能源产品，还包括有害气体和臭味等副产物。
不同物料的配比会直接影响发酵过程中产生的发酵产物的种类和数量。
三、发酵时间不同物料的配比还会影响温厌氧发酵的时间。
由于不同食材的分解速度和微生物的活性不同，因此在不同物料的配比下，发酵过程所需的时间也会有所不同。
一般来说，高碳水化合物含量的食材会更容易被微生物分解和利用，因此对应的发酵时间会较短。
而高蛋白质含量的食材则需要较长的发酵时间来完全分解和稳定，因此对应的发酵时间会较长。
在选择不同物料的配比时，需要兼顾发酵时间的控制，从而确定合适的发酵周期和处理速度。
不同物料的配比对餐厨垃圾中温厌氧发酵过程有着重要的影响。
通过控制不同物料的配比，可以调节微生物活性、发酵产物以及发酵时间，从而提高温厌氧发酵的效果。
需要兼顾发酵产物对环境的影响，选择合适的配比来达到经济、环保和可持续的处理效果。
餐厨垃圾特性及其厌氧消化性能研究
餐厨垃圾特性及其厌氧消化性能研究餐厨垃圾是指由生活饮食、食品加工、餐厅及食堂等场所所产生的果皮、菜叶、鱼骨、肉骨头等有机质废弃物，其产生的数量非常庞大，同时也是一种生物可降解物质。
在处理餐厨垃圾时，传统的处理方式通常是填埋或焚烧，但这些方法会对环境造成严重污染。
为了解决这一问题，厌氧消化工艺被广泛应用于餐厨垃圾处理中。
厌氧消化是一种高效的有机废弃物处理方法，可将废物中有机物质转化为能源和肥料。
餐厨垃圾具有以下特性：1. 水分含量较高：餐厨垃圾中的水分含量通常在60%以上，这意味着在处理餐厨垃圾时需要控制好湿度以确保良好的发酵过程。
2. 碳氮比低：餐厨垃圾中含有大量的氮，但碳的含量较少。
为了保持良好的厌氧消化过程，需要添加一些含碳材料来提高碳氮比，如秸秆等。
3. 酸度高：餐厨垃圾本身具有较高的酸性，特别是当垃圾中含有发酵了的食物残渣时。
高酸度环境不仅会影响发酵过程，还会对厌氧消化过程造成危害。
通过厌氧消化工艺处理餐厨垃圾，优点在于其可回收利用有机物质，将其转化为沼气和肥料。
厌氧消化过程还可以减轻环境的负担，同时降低垃圾填埋的需求，减少有害气体的排放，从而保护环境。
在厌氧消化过程中，需要控制好温度、湿度和PH值，以确保良好的发酵效果。
此外，需要对发酵前的餐厨垃圾进行预处理，如粗碎和分选等，以提高其处理效果。
总结而言，餐厨垃圾具有高水分、低碳氮比和高酸度等特性，通过厌氧消化工艺处理餐厨垃圾可保护环境、节约资源，并使其转化为可再利用的沼气和肥料。
在实际操作中，需要严格控制各项参数以确保厌氧发酵的高效进行。
餐厨垃圾是我们日常生活中产生量最大的垃圾之一，其处理和回收再利用具有重要意义。
根据统计数据，中国每年餐饮行业所产生的餐厨垃圾约占城市垃圾总量的30％，而这些垃圾中含有大量的有机物质，因此具有广泛的可回收利用价值。
就餐厨垃圾的特性而言，其水分含量较高，通常在60%以上。
据统计，我国每天约有300万吨的餐厨垃圾需要处理，其中每吨餐厨垃圾含水量大约为800kg左右，这也给餐厨垃圾的处理带来了一定的困难。
不同预处理温度对厌氧颗粒污泥发酵产氢的影响
Ｅｆ ｅ ｔｏ ｅ ｒ ａ ｍ ｅ ｔ ｔ ｍ ｐ ｒ ｔ ｒ ｎ ｈ ｄｒ ｇ ｎ ｐｒ ｄｕ ｔｏ ｙ ｆ ｒ ｅ ａ ｉ ｎ ｆ ｃ ｆｐｒ ｔ ｅ ｔ ｎ ｅ ｅ ａ ｕ ｅ ｏ ｙ ｏ ｅ ｏ ｃ ｉ ｎ ｂ ｅ ｍ ｎｔ ｔｏ ｏ ｎａ ｒ ｂ ｃ ｇ ａ ｌ ｒ ｓ ｕ ｇ ｆ ａ ｅ ｏ ｉ ｒ ｎｕ ａ ｌ ｄ ｅ
泥 发 酵 葡 萄 糖 的液 相 末 端 产 物 中均 以丁 酸 和 乙酸 为 主 ，表 现 为 丁 酸 型 发 酵 。 关键 词 ：生 物 制 氢 ；厌 氧 颗 粒 污 泥 ；热 处 理 ；发 酵 ；氢 气产 率
中 图分 类 号 ：ＴＫ １ ９ 文 献 标 志 码 ：Ａ 文 章 编 号 ：０ ３ —１ ５ （ Ｏ １ ０ — ０ ¨ 一Ｏ ４８ １７ ２ｌ） ３ ８ ５
性 。 葡萄 糖 间歇 发 酵 试 验 证 明 ，在 初 始 ｐ ７０ Ｈ ． 、葡 萄 糖 浓 度 １ ０ ０ｍｇ・ ０ ０ Ｌ
、污 泥 接 种 量 ２ｇＭＬ Ｓ Ｖ Ｓ・Ｉ 等
条 件 下 ，由热 处 理 后 的 活性 污 泥 构 建 的发 酵 系统 ，其 产 氢量 均 大 于未 经 处 理 的 活 性 污 泥 系 统 。其 中 ，经 ９ ℃处 ５ 理 过 的厌 氧 活性 污 泥具 有 更 高 的发 酵 产 氢 性 能 ，在 １ ０ ｈ的 发 酵 过 程 中 ，其 累 积 产 氢 量 为 １ ３ ４ ，污 泥 的 比 ２ ３ ． ７ｍｌ 产氢 率 为 １ ． ３ｍｍｏ ・ ｇ ＭＬ Ｓ ） 葡 萄糖 的氢 气 转 化 率 达 到 １ ４ ｏ ・ ｌ 。尽 管 处 理 温 度 不 同 ，污 ５ ９ ｌ Ｈ （ Ｖ Ｓ ， ． ０ ｍ ｌ ｍｏ
表1的拟合结果表明经过热处理后的厌氧颗粒污泥其最大产氢量和最大产氢速率均远大于未处理的污泥其中80c和95的效果最好而经过65处理过的污泥其最大产氢速率仅低于95预处理的污泥但其最大产氢量却比95预处理的污泥少很多分析可能是因为经65处理过的污泥中产甲烷菌没有得到有效抑制虽然产氢的速率较大但同时氢气消耗的速率也大导致了最大产氢量小于95预处理的污泥的最大产氢量
探究餐厨垃圾厌氧消化影响因素及对策
探究餐厨垃圾厌氧消化影响因素及对策本文针对餐厨垃圾厌氧消化影响因素进行了分析，并提出了相应的应对策略，仅供参考。
标签：餐厨垃圾；厌氧消化；影响因素；对策1厌氧消化影响因素分析1.1含固率厌氧消化过程中，含固率是需要设定的基本工况之一。
传统的厌氧消化通常在较低的含固率条件下进行，处理设施占地面积大，处理效率低，保温能耗高，沼液多；近年来新兴的高含固厌氧消化（TS为8%～15%）具有占地小、效率高、能耗低等优点而被广泛采用。
餐厨垃圾本身具有较高的含固率，通常为10%～25%，当厌氧消化进料含固率为15%时，餐厨垃圾厌氧消化效率相对于含固率5%时提高了37%。
根据某餐厨垃圾处理项目的物料平衡图可知，当原始餐厨垃圾含固率为20%时，预处理系统先将无机杂物去除，三相分离后得到油脂、有机固渣与贫油废水，将有机固渣与贫油废水混合后的餐厨浆液含固率为9.6%，有机质含量高，很适于进行厌氧消化产沼。
1.2有机负荷相关资料研究了序批式实验条件下不同有机负荷对餐厨垃圾厌氧消化性能的影响。
发现当有机负荷为4g/（L·d）时，餐厨垃圾厌氧消化所得到的甲烷产率最大，为547.1mL/g。
当有机负荷有所提高时，会延长餐厨垃圾厌氧消化反应的延滞期。
相关研究的餐厨垃圾干式发酵实验研究了不同有机负荷（40～60g/（L·d））条件下餐厨垃圾中温厌氧消化的性能，发现在序批条件下干发酵最佳有机负荷为42.9g/（L·d）。
在另一组餐厨浆液TS为5.4%～8.6%的厌氧消化实验里，当有机负荷从6.4g/（L·d）上升到21.8g/（L·d）时，甲烷产率从465mL/g下降到了377mL/g，有机负荷的波动对沼气产率的影响较大。
1.3Na+、挥发性脂肪酸与氨氮相关资料研究了餐厨垃圾厌氧消化系统内部总氨氮浓度的积累及抑制作用。
发现总氨氮在系统内部的积累，呈现一种先加快而后减慢的趋势，当氨氮达到一定浓度时，便会停止积累，保持稳定。
温度对厨余垃圾两相厌氧消化中水解和酸化过程的影响_赵杰红
温度对厨余垃圾两相厌氧消化中水解和酸化过程的影响赵杰红,张波,蔡伟民3(上海交通大学环境科学与工程学院,上海 200240)摘要:实验考查了厨余垃圾在4个温度(25℃、37℃、40℃、50℃)条件下的水解率、挥发酸(VFA )产量和速率、乳酸产量和有机酸的组成.结果表明:温度对水解和酸化过程均有较大影响,在小于37℃范围内水解率和酸化率均随温度升高而增加,最大的VFA 浓度在37℃下获得,达3414g/L.超过37℃,酸化率下降而水解率继续增加,最大水解率在50℃下获得达82%.VFA 中以甲酸和乙酸为主,并有少量丙酸和丁酸产生,同时乳酸浓度一直较高.通过实验确定了厨余垃圾水解酸化过程的最优温度条件为37℃.关键词:厌氧;水解;酸化;温度;厨余废物中图分类号:X705 文献标识码:A 文章编号:025023301(2006)0821682205收稿日期:2005209212;修订日期:2005211203作者简介:赵杰红(1980～),女,硕士研究生,主要研究方向为高浓度污水及城市生活垃圾的生物处理.3通讯联系人,E 2mail :wmcai @Influence of T emperature on H ydrolysis and Acidogenesis of Kitchen W astes in Two 2Phase Anaerobic DigestionZHAO Jie 2hong ,ZHAN G Bo ,CAI Wei 2min(School of Environmental Science &Engineering ,Shanghai Jiaotong University ,Shanghai 200240,China )Abstract :The experiment evaluated the solubilization rate and VFA production rate of kitchen wastes with controlled 2temperature at 25℃,37℃,40℃and 50℃,and subsequently investigated the lactic acid production and constituents of individual organic acids at various temperature levels.Results show that the increase of temperature when below 37℃may improve both hydrolysis and acidogenesis rates and acidogenesis rate decreases while hydrolysis rate increases above 37℃.The maximum VFA concentration of 3414g ・L -1was achieved at 37℃and a higher hydrolysis rate of 82%was obtained at 50℃.Formic and acetic acid were predominant VFA ,while propionic and butyric acid took a relatively little part.And lactic acid concentration remained relatively high.Accroding to the experiment an optimum temperature to optimize both hydrolysis and acidification is 37℃.K ey w ords :anaerobic ;hydrolysis ;acidogenesis ;temperature ;kitchen wastes 采用厌氧消化技术处理厨余垃圾可以同时实现垃圾减量和能源的回收,因此在土地紧缺和能源紧张形势日益严峻的今天得到越来越广泛的认可、研究与应用.随着对厌氧消化工艺研究的深入,研究者们逐渐意识到,由于厨余垃圾中含有高浓度有机颗粒物,水解酸化成为整个过程的限速步骤[1,2].不少研究者建议采用两相厌氧消化系统以提高水解酸化率[3].也有很多研究者通过优化操作参数[4,5]、采用预处理以增大溶解性[6～8]促进复杂底物的水解酸化过程.但是迄今为止,关于温度对厨余垃圾水解酸化过程的影响研究得很少.而Mostafa 等[9]对小麦磨粉厂垃圾的水解酸化过程的研究结果表明,当温度控制在35℃、37℃、40℃条件下时VFA 的产量及产生速率均有较大差异,说明温度是影响水解酸化过程的一个重要因素,较小范围的温度变化也对水解酸化过程产生较大的影响.因此本文拟就温度对厨余垃圾两相厌氧消化中水解酸化过程的影响进行比较详细、全面的探讨,为开发厨余垃圾的高效厌氧消化处理方法提供依据和借鉴.1 材料与方法111 厨余垃圾的来源本试验所用的厨余垃圾取自上海交通大学西区食堂.垃圾中主要包括米饭、蔬菜、肉、蛋、豆腐、鱼虾和盐等.新取来的垃圾充分混合后进入小型搅碎机粉碎,粉碎过程中适量加水以减少机械阻力,提高粉碎效果和均质化程度,预处理后的垃圾放入4℃冰箱保存待用.112 试验条件和操作试验在4个不同的恒温水浴摇床中进行,温度分别设为25℃、37℃、40℃、50℃.量取大约300mL 厨余垃圾放置在500mL 锥形瓶中,锥形瓶用带有出第27卷第8期2006年8月环 境 科 学ENV IRONM EN TAL SCIENCEVol.27,No.8Aug.,2006气孔的橡胶塞密闭,产生的气体量用排水法计量,靠近瓶口一侧设取样口(接1/8″球阀控制开闭).实验分2批进行,第1批在实验之初将p H调至7,之后不再调p H,使垃圾在不同温度下自然发酵;第2批将p H控制在5,每12h用5mol・L-1NaOH调节p H 到设定值,同样控制在不同温度下进行发酵.整个试验过程中定时取发酵上清液(每次取样10mL,取样后再向反应器内补以适量体积厨余垃圾,保证反应器内固液混合物为300mL),跟踪测试VFA和COD 浓度,水解酸化过程达到稳定后测定TS、VS、SS,挥发性悬浮固体(VSS)、碳水化合物、蛋白质和油脂含量.当水解酸化液中COD和VFA的变化范围低于5%,即认为水解和酸化过程达到了稳定状态.113 分析方法p H、TS、VS、SS、VSS、COD、N H+42N、凯氏氮和TP根据标准方法测定[10],其中凯氏氮的消化和蒸馏通过氮分析仪(BüCHI,Digestion Unit K2424;BüCHI,distillation Unit B2324)完成.蛋白质含量根据凯氏氮含量计算(由凯氏氮含量乘6125计算得到),油脂含量经过索式抽提后采用重量法测定[11].碳水化合物根据苯酚2硫酸法测定[12].挥发酸组分通过装有C18柱的高效液相色谱(2010A)进行测定.对于溶解性的COD、TOC、TP和KN,采样后首先在10000r/min下离心,然后取上清液根据标准方法进行测试.2 结果与讨论211 厨余垃圾的特性垃圾的主要成分见表1,其中TS、VS、SS、VSS、蛋白质、碳水化合物和油脂含量均为4个随机平行样品分析结果的平均值.垃圾含固率(TS)为1211%,挥发性固体(VS)与总固体(TS)的比值表明,厨余垃圾中有机组分占95%以上;悬浮固体(SS)与TS的比值表明,厨余垃圾总固体中76%是悬浮颗粒物.表1 厨余废物的特性1)Table1 Sampling components of kitchen wastes测试指标数值测试指标数值颗粒尺寸/mm<2 VFA/g・L-1018TS/%1211TP/mg・L-135511VS/%1116NH+42N/mg・L-1<10SS/%912蛋白质/%1511 VSS/%819碳水化合物/%70p H4168油脂/%11151)蛋白质、碳水化合物和油脂的含量以在垃圾干固体中的质量分数表示212 温度对厨余垃圾自然发酵特性的影响自然发酵条件下的水解酸化特性如图1、2所示.稳定的水解率在实验第8d后达到,图1显示了发酵达到稳定状态后不同温度下的水解率(水解率以液体中COD与固液混合液中总COD的比值表示).水解率随着温度的升高而上升,25℃、37℃时分别为31%、42%,50℃时达到5215%,可见温度的升高有利于水解过程的进行.图1 自然发酵下温度对厨余垃圾水解效果的影响Fig.1 Effect of temperature on hydrolysis rateof kitchen waste at natural fermentation图2 自然发酵条件下温度对厨余垃圾酸化效果的影响Fig.2 Effect of temperature on VFA production ofkitchen waste at natural fermentation图2显示了不同温度下VFA浓度随时间的变化.在4种温度条件下经过1d发酵后37℃和40℃时VFA产量均达到6g/L左右,而25℃和50℃条件下的VFA产量则较低,分别为412g/L和312g/L,随后VFA浓度增长幅度明显变缓,最后趋于稳定.经过15d发酵后VFA浓度分别达到714、11104、917、513g/L.虽然温度从25℃升至37℃时VFA生成速率增加,但是当温度提高到50℃时VFA生成速率反而明显下降.尽管温度不同但4个反应器内p H 均在24h 内迅速下降(如图3所示),50℃条件下降至416,其余3个反应器内p H 均降至4以下,随后仍继续下降.在如此低的p H 条件下非离子态的酸会抑制微生物的活性[13],从而影响水解和酸化过程.在本批实验中37℃下水解率只达到42%,VFA 浓度只有11g/L ,低于文献中报道的同类垃圾中温条件下的水解酸化效果[14].为避免p H 过低对水解酸化过程抑制作用造成的干扰,进一步讨论温度条件对水解酸化过程的影响,应首先将p H 控制在适宜条件下进行研究,综合考虑水解酸化菌对p H 的适应范围及碱剂用量拟将p H 控制在5.图3 不同温度下pH 随时间变化Fig.3 Changes in p H value at various temperatures213 控制p H 5时不同温度下厨余垃圾发酵特性21311 温度对产酸过程的影响控制p H 为5条件下VFA 的产量大大提高,如图4所示,初始5d 内37℃和40℃下VFA 浓度几乎呈线性增加,分别达到29155和30g/L ,之后变化不大.最大VFA 产量在13d 时37℃下获得,达34135g/L ,是自然发酵时最大VFA 浓度(11104g/L )的3倍.25℃和50℃下VFA 增长速率、累积VFA 浓度都远低于37℃和40℃时所达到的水平,这也和自然发酵条件下产酸特性相似.在本实验中37℃和40℃时VFA 的浓度增长速度相差不大,这和Mostafa 等[9]对小麦磨粉厂垃圾的水解酸化过程的研究结果有所不同,这可能是由于底物的不同造成的.综上可见,无论是否控制p H ,在一定范围内(不超过37℃)随着温度的增长都促进了酸化过程的进行,但是当温度超过一定值后酸化效率反而随着温度的升高而降低.目前文献中报道的酸化反应器温度也多在中温范围内,只有极少数在高温下进行的例子.Aoki 等[15]报道了生污泥厌氧处理中水解酸化相在75℃高温下进行的实例,比传统高温(55℃)下对VS 的去除率提高了8%.在本研究中50℃时酸化率已经受到抑制,这很可能是因为本实验中的发酵菌群多为中温菌群,而要选择出与温度条件相适应的高温菌可能需要更长的培养驯化时间.图4 温度对厨余垃圾酸化效果的影响(pH=5)Fig.4 Effect of temperature on VFA production (p H =5)图5显示了在不同温度下乳酸浓度随时间的变化.在37℃、40℃、50℃3种温度条件下乳酸浓度变化趋势基本相同,均很快达到一个高峰,而后降至一平稳值.37℃和40℃下乳酸产生速度及峰值浓度相差不多,25℃时乳酸生成速度和峰值浓度都相对较低,达到乳酸峰值浓度所需要的时间比其他温度条件下长.这说明乳酸菌的生长速度随温度的升高而升高,但超过耐受的最大温度后,温度对乳酸菌产生了细菌抑制作用,导致生长速度降低.图5 不同温度下的乳酸浓度变化(pH=5)Fig.5 Variation s of lactic acid concentration atdifferent temperatures (p H =5)21312 温度对水解过程的影响经过15d 发酵后不同温度下的水解率如图6、7所示.与自然发酵相比,控制p H 为5水解率也明显提高,37℃时由42%增至68%.水解率仍然随着温度的升高而升高,50℃时水解率达到82%,而从25℃到37℃水解率增加幅度最大(由40%提高至68%).从25℃到37℃时水解率的提高主要是由碳水化合物和蛋白质的水解引起(分别由25℃时的39%、40%上升到37℃时的66%、62%),而且温度的提高也促进了油脂的水解(由25℃时的39%上升到50℃时的66%).图6 温度对厨余垃圾水解效果的影响(pH=5)Fig.6 Effect of temperature on hydrolysisrate of kitchen (p H =5)图7 温度对厨余垃圾各组分水解效果的影响(pH=5)Fig.7 Effect of temperature on hydrolysis rate of differentconstituents contained in kitchen wastes (p H =5)本实验采用的厨余垃圾中的不溶性聚合物主要由碳水化合物、蛋白质,油脂组成,其中碳水化合物占绝大部分(70%),而碳水化合物水解后生成溶解性的低碳糖(如麦芽糖、蔗糖、葡萄糖、果糖、半乳糖等).为进一步研究不同温度下水解产物的转化情况,对达到稳定状态后不同温度下液相中的总糖浓度也进行了分析,如图8所示.可以看出50℃条件下总糖浓度较高(1211g/L ),说明在50℃时碳水化合物的水解产物未能被发酵微生物有效利用而发生了积累.图8 15d 发酵后温度对溶解性总糖浓度的影响Fig.8 Effect of temperature on concentration of soluble total sugar after 152day fermentation温度对水解和酸化率的影响主要由2方面的因素引起的.首先是生物因素,South 等[16]提出了酶吸附动力学模型(enzyme 2adsorption based kinetic model ;AB K model )来描述非溶解木质纤维素转化为乙醇的糖化和发酵过程,这一概念也适用于描述厨余垃圾的水解酸化过程.根据这一模型水解和酸化速率受到酶动力学的控制,不溶性底物的水解酸化速率随着酶浓度增长、酶活性增强、可利用的生物降解吸附面积的增加而增大.其次,非生物因素也可以引起水解率的升高,比如由于温度的升高使底物本身发生了物理化学变化而造成颗粒物自溶[17].当温度从25℃升至37℃时,随着温度的升高水解菌和发酵菌的生物活性增强,因此水解率和酸化率都得到提高,从而使得液相中VFA 浓度提高(图4)同时总糖浓度降低(图8);当温度控制在50℃时虽然水解率继续提高但酸化率降低同时伴随着液相总糖浓度的积累(图4、图6、图8),这说明水解产物未能有效被酸化菌利用,从而也说明发酵菌在50℃时活性受到抑制,较高的水解率可能主要是由于在较高温度影响下底物本身发生了物理化学变化造成颗粒物自溶引起的.由以上实验结果和分析可以看出,温度对水解和酸化过程有着不同的影响,要同时达到最高的水解率和酸化率是不现实的.综合考虑温度对水解和酸化过程的影响,厨余垃圾水解酸化过程较适宜的温度为37℃.21313 温度对水解酸化产物分配的影响表2显示了经过15d 发酵后不同温度下液相有机酸的组成,各种VFA 组分以在总VFA 中的质量比表示.由表2可以看出不同温度下有机酸的组成变化不大,VFA 中以甲酸和乙酸为主,同时有少量丙酸和丁酸产生,随着温度的升高甲酸所占的比例增加,乙酸所占的比例有所下降.这说明温度对VFA的组成影响不大.另外,在不同温度下乳酸浓度都较高,这也和Wang等[18,19]曾经报道的乳酸是厨余废物主要发酵产物的结论一致.表2 不同温度下有机酸的组分Table2 Individual VFA constituents and lacticacid concentration at different temperatures温度/℃甲酸/%乙酸/%丙酸/%丁酸/%总VFA/g・L-1乳酸/g・L-1253945145151011201425163531561448163341426134038174814219101042817281150441345212814241627193 结论(1)温度对水解和酸化过程有较大影响,在不超过37℃范围内,VFA浓度随着温度升高而升高,峰值浓度达34135g/L,超过37℃,酸化率反而下降.而水解率则随着温度的升高持续上升,50℃时达82%.综合考虑水解率和酸化率随温度的变化,厨余垃圾水解酸化过程的最优温度条件为37℃.(2)不同温度下有机酸组成没有明显变化, VFA组成均以甲酸和乙酸为主,所占比例分别为31%～44%和36%～56%,并有少量丙酸和丁酸产生.乳酸一直是酸化过程中浓度最高的有机酸(25～2811g/L).参考文献:[1]Henze M,Mladenovski C.Hydrolysis of 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餐厨垃圾中温湿式厌氧发酵产沼气的研究
中国资源综合利用 China Resources Comprehensive Utilization
Vol.39 No.6 2021年6月
餐厨垃圾中温湿式厌氧发酵产沼气的研究
肖扬帆，孙仕善，李昭君，周君杰，罗志刚
(宜昌建投水务有限公司，湖北 宜昌443000)
摘要：根据宜昌餐厨垃圾项目稳定运行一年的工况，本研究对生产数据进行分析。分析指标不仅包括挥发
益增强项目可持续运行能力。厌氧发酵作为项目工艺 的主流选择，因此项目沼气产量和影响产气因素的研 究具有深远的意义。本文根据宜昌餐厨垃圾项目稳定 运行一年的数据，分析餐厨垃圾中温湿式厌氧发酵系 统产生沼气的运行工况,以期为类似项目提供借鉴。
1工艺流程
1.1项目概况 宜昌餐厨垃圾处理项目是全国第二批试点项目，
XIAO Yangfan, SUN Shishan, LI Zhaojun9 ZHOU Junjie, LUO Zhigang (Yichang Construction Investment Water Co., Ltd., Yichang 443000, China) Abstract: According to the operating conditions of the Yichang Food Waste Project during one year of stable operation, this study analyzes the production data. The analysis indicators include not only the content of volatile solids (VS), but also the pH, temperature, daily biogas production and methane content o£ the anaerobic fermentation system. The organic load of the two anaerobic fermentation systems is between 1.02 〜 3.08 kgVS/(m3 • d), the biogas production rate is maintained at 651.34 ~ 2 371.03 Nm3/tVS, and the methane production rate is maintained at 312.71 ~ 1 493.75 Nm3/tVS. The best operating parameters are as follows: the organic load is 1 〜 2 kgVS/(m3 ■ d), the anaerobic fermentation temperature is 34 ~ 35 乞，and the pH is between 7.6 〜7.8. Keywords: food waste; medium temperature; anaerobic fermentation; biogas
餐厨垃圾厌氧发酵处理的工艺流程
餐厨垃圾厌氧发酵处理的工艺流程餐厨垃圾厌氧发酵处理的工艺流程如下：一、预处理在餐厨垃圾进入厌氧发酵处理环节之前，需要进行一系列的预处理。
首先，需要对垃圾进行分类，将其中的蔬菜、水果、肉类等不同类型的垃圾分别收集。
接下来，需要将这些垃圾进行挑拣，去除其中的金属、陶瓷、玻璃等无机物以及塑料等有机物。
这个过程中，可以充分利用重力分选技术，将垃圾按照密度和质量的差异进行分离。
完成垃圾分类和挑拣后，需要进行破碎处理。
这个步骤主要是将大块的垃圾破碎成小块，以便于后续的厌氧发酵处理。
同时，破碎还能将垃圾中的有机物质充分释放出来，提高厌氧发酵的效率。
二、厌氧发酵在预处理完成后，餐厨垃圾便可以进入厌氧发酵环节。
在这个过程中，厌氧菌种会被添加到垃圾中，这些菌种会分解垃圾中的有机物质，产生沼气。
在厌氧发酵过程中，温度的控制非常重要。
一般情况下，发酵温度需要保持在30℃左右。
同时，发酵过程中的气体也需要进行管理。
这些气体主要包括沼气和二氧化碳等，其中沼气可以用于发电、供暖等，而二氧化碳则可以用于制作干冰等产品。
三、残渣处理在厌氧发酵完成后，会产生一些残渣。
这些残渣也需要进行适当的处理。
一般而言，残渣可以分为有机残渣和无机残渣两部分。
对于有机残渣，可以进一步进行堆肥处理，将其转化为有机肥料；对于无机残渣，可以进行填埋处理。
在残渣处理过程中，需要注意避免产生二次污染。
比如，在堆肥处理时，需要将残渣中的重金属等有害物质充分去除；在填埋处理时，需要注意避免对地下水和土壤造成污染。
总之，餐厨垃圾厌氧发酵处理的工艺流程包括预处理、厌氧发酵和残渣处理三个环节。
在这个过程中，需要充分考虑各个环节的优化和环境保护问题，实现资源的有效利用和废弃物的减量化、无害化、资源化处理。
温度对厨余垃圾厌氧发酵产酸的影响
环 境 污 染 与 防 治 第 ３ ３卷 第 ３期
２ １ 年 ３月 ０１
温度对厨余垃圾 厌氧发酵产 酸的影响 ＊
赵 宋敏 李 定龙 戴 肖云 祁 静 王 晋
（ 州 大 学 环 境 与 安 全 工 程 学 院 ， 苏 常州 ２ ３ ６ ） 常 江 １ １ ４
摘 要 在厨余垃圾和活化后 活性污泥质量 比为 ４： ，Ｈ 约为 ６ ５的条件下 ， １ｐ ． 考察 了温度对厨余 垃圾厌氧发 酵产物挥发性脂
Ｔｈｅｉ ｆｕ ｎｃ ｆｔｍ ｐｅ ａ ｕ ｅｏ ａ ｉ ｏ ｃ ｉｎ ｕ ｉ ｇ ａ ｅ ｏ ｃ ｆｒ ｅ ａ ｉｎ ｆｋ ｔ ｈ ｎ ｇ ｒ ａ ｅ ＺＨ Ａ Ｏ ｎ ｎ ｌｅ ｅ ｏ ｅ ｒ ｔ ｒ ｎ ｃｄ ｐｒ ｄｕ ｔｏ ｄ ｒ ｎ ｎａ ｒ ｂｉ ｅ ｍ ｎｔ ｔｏ ｏ ｉｃ ｅ ａ ｂ ｇ Ｓｏ ｇｍ ｉ ＬＩ ｎ，
ｖ ｒ ｉ Ｃ ａ ｇ ｈ ｕ Ｊｉ ｎ ｓ １ １ ４ ｅｓｔ ｙ， ｈ ｎ ｚ ｏ ａ ｇ ｕ ２ ３ ６ ）
Ａｂ ｔ ａ ｔ Ａｎ ｅ ｏ ｉ ｆ ｒ ｎ ａ ｉ ｎ ｏ ｉｃ ｅ ａ ｂ ｇ ｓ ｃ ｎ ｕ ｔ ｕ ｄ ｒ ｉ ｏ ｕ ａ ｉ ｎ ｒ ｔ ｆ ４ ：１ ｓｒ ｃ ： ａ ｒ ｂ ｃ ｅ ｍｅ ｔ ｔ ｆｋ ｔ ｈ ｎ ｇ ｒ ａ ｅ ｗａ ｏ ｄ ｃ ｎ ｅ ｎ ｃ ｌｔ ａ ｉ ｏ ｏ ｏ ｏ ，ｐ ｏ ． Ｈ ｆ ６ Ｓ
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收稿日期:2006-11-24基金项目:国家科技部攻关资助项目(05dz05818);上海市科学技术委员会科研计划资助项目(06dz12006)作者简介:曹先艳(1979—)女,博士生,主要研究方向为固体废物的处理处置与资源化,E 2mail :sunn ycxy @ 温度对餐厨垃圾厌氧发酵产氢的影响曹先艳,袁玉玉,赵由才,牛冬杰(污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092)摘要:通过批式试验探讨了温度对餐厨垃圾厌氧发酵产氢的影响.结果表明:接种厌氧污泥在未经高温驯化(50℃)时直接进行高温厌氧发酵产氢,产氢效果不佳.中温(35℃)驯化1d 后进行产氢实验,与在室温(25℃)条件下所获氢气产率无明显差别.二者氢气的最大体积分数分别是36.8%和37.2%,比氢气产率分别是每克挥发性固体(VS )63.5ml 和每克VS 63.1ml.但中温条件下体系的反应速率较室温更快,二者根据G ompertz 方程得到的产氢速率分别为每克VS15.6ml ・h -1和4.8ml ・h -1,同时反应的停滞时间比室温条件下缩短了9.7h.对餐厨垃圾产氢前后液相指标(p H ,m (VS )/m (总固体,TS ),ρ(溶解化学需氧量,SCOD ),监测结果表明:酸化过程是反应的限速步骤而非水解过程.因此,建议餐厨垃圾厌氧发酵产氢过程应控制在中温(35℃)下进行比较合理.关键词:餐厨垃圾;厌氧发酵产氢;温度;反应速率中图分类号:X 705 文献标识码:A 文章编号:0253-374X (2008)07-0942-04T em perature E ffect on Bio 2hydrogen Production from K itchen WasteCA O Xianyan ,Y UA N Y uyu ,ZHA O Youcai ,N IU Dongjie(State K ey Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse ,Shanghai 200092,China )Abstract :A study is made of the temperature effect on anaerobic hydrogen production from kitchen waste in test scale.Results show that low bio 2hydrogen production performance achieves at 50℃in the fermentation with the sludge without incubation.Accumulative hydrogen production at 35℃and 25℃with one 2day incubation (35℃)sludge is close ,and the maximum volume concentrations are 36.8%,37.2%and specific hydrogen production rates are 63.5ml and 63.1ml per gram of volatile solid (VS ),respectively.However ,the anaerobic bio 2hydrogen production speed at 35℃is obviously faster than that of 25℃,with G ompertz equation simulated bio 2hydrogen production rate of 15.6and 4.8ml・h -1per gram VS ,respectively.At the same time ,fermentation lag time at 35℃is 9.7h shorter than that at 25℃.It can be induced that the acidization instead of the hydrolysis is the limit phase in anaer 2obic bio 2hydrogen production form kitchen waste at 25℃and 35℃with system parameters analysis ,such as p H ,m (VS )/m (TS )(total solid ),ρ(soluable chemical oxygen demand ,SCOD ).As a result ,middle temperature (35℃)is beneficial to the anaerobic bio 2hydrogen production from kitchen waste in comparison with high temperature (50℃)and ambient temperature (25℃).Key words :kitchen waste ;bio 2hydrogen production ;temperature ;reaction rate 厌氧消化或发酵是将去除废水中的有机物和沼气能源的回收利用相结合的一种有效、经济的废水处理技术.随着对厌氧消化研究的深入,厌氧消化可以利用的基质范围更加广泛,各种含糖量高的有机第36卷第7期2008年7月同济大学学报(自然科学版)JOURNAL OF TON G J I UN IVERSITY (NATURAL SCIENCE )Vol.36No.7 J ul.2008废物均可被用来作为底物,同时厌氧消化的中间产物———氢气日益引起关注.影响厌氧发酵生物产氢的因素有多种[1],如接种污泥、基质种类、p H 值、反应温度等.其中,在体系消化菌群以及基质一定的条件下,反应温度对厌氧产氢过程影响显著[2-4].首先温度能够影响酶活性,进而对微生物的生长速率及基质的代谢速率产生影响,同时温度还会影响有机物在生化反应中的流向和某些中间产物的形成以及各种物质在水中的溶解度[5].Van ’t Hoff 定律表明:在严格的温度范围内,温度每升高10℃,化学反应速率加快1倍.因此要提高厌氧发酵的效率,真正实现沼气发酵的可控化,关键在于菌种的选择和反应温度的控制.本文以餐厨垃圾为底物,以污水厂污泥为接种物,考察了温度对餐厨垃圾厌氧发酵产氢效果的影响.1 实验材料和方法1.1 实验材料基质:试验所用餐厨垃圾取自上海市同济大学食堂学生就餐后的剩余,主要包括米饭、蔬菜、肉、蛋、豆腐和油脂等.取样后,手工分选出骨头、筷子、牙签、纸巾等杂物,然后使用搅碎机粉碎使其成流体状,放入4℃冰箱内保存待用.接种污泥:取自上海市杨浦区曲阳污水处理厂好氧处理工艺的脱水污泥.加水过筛以去除杂质,然后放入35℃的恒温室内厌氧驯化一天.1.2 实验条件和操作试验在室温(25℃)和恒温室(35℃,50℃)内进行,将餐厨垃圾和污泥的混合物(干重比例为10∶4,其中餐厨垃圾为5g )装入250ml 的血清瓶中,上接硅胶管便于采气,产生的气体量用排饱和食盐水法计量.同时测定反应前后的体系的化学需氧量(COD ),SCOD ,VS ,TS 等的变化.1.3 分析方法pH ,TS ,VS ,COD ,SCOD 等根据标准方法测定[6].测定SCOD 质量浓度时,样品首先在10000r ・min -1下离心,然后取上清液过滤测定.H 2,CO 2体积分数通过SHIMADZU 公司的G C 214B 气相色谱仪测定.2 实验结果和讨论2.1 氢气含量的变化温度对反应的影响十分显著,如图1所示.50℃高温条件下,反应过程中几乎检测不到氢气,这是因为接种的微生物是取自污水处理厂,没有经过高温的驯化,因此其难以适应高温的环境,导致产氢效果差.比较室温和中温条件,可以看出,在中温条件下,微生物的活性较高,产氢速率快,而且,反应的延迟时间比较短,为4.0h ,而室温条件下的延迟时间超过了10.0h.在中温下,氢气体积分数很快达到高峰,反应进行到23h 时,其体积分数达到了最大值为36.8%,而在室温条件下,反应进行到72h 的时候氢气的体积分数才达到最大,其最大体积分数为37.2%,这说明在室温下,微生物的活性较低,反应速率比较慢,在72h 以后,氢气的体积分数才开始下降.同样,耗氢菌的活性也比较低,氢气体积分数下降的速率也比较慢.图1 氢气体积分数的变化Fig.1 V olume fraction of hydrogen 图2所示的为氢气的总体积的变化情况.高温条件下氢气的体积很小.在中温条件下,在反应进行到23h 的时候,氢气产生速率开始变缓,其最大的氢气体积为253.8ml (50h );在室温下,氢气的体积一直在增大,在实验期间产生的最大体积为252.2ml (112h ).中温和室温下的氢气的比产率分别为每克VS 63.5ml 和63.1ml ,差别不大,但是,提高温度能够明显加快氢气产生的速度.图2 氢气累积体积的变化Fig.2 Accumulated volume of hydrogen349 第7期曹先艳,等:温度对餐厨垃圾厌氧发酵产氢的影响 有机废物生物产氢的过程是一个众多微生物参与的生物过程,在静态反应过程中,产氢微生物的生长经历随着反应的进程以及营养物水平,可划分为停滞期、指数期、静止期和衰亡期.发酵过程的数学模型可以用修正的G ompertz 方程[7]描述.H (t )=H max exp -expR eH max(λ-t )+1式中:H (t )表示累积产氢量;H max 表示最大产氢潜力;R 表示最大产氢速率;e =2.718281828;λ表示停滞时间.将氢气累积体积的曲线用SAS 软件对上述方程进行模拟,模拟结果见表1.表1 氢气产量的G ompertz 方程回归分析T ab.1 G ompertz equ ation simulation resultsH t /mlH max /mlR /(ml ・h -1)λ/hR 2室温252.2252.0 4.8014.00.993中温231.9239.515.60 4.30.985高温6.010.50.0812.70.943 从表1可见,中温条件下微生物的活性较高,反应的停滞时间很短,仅为4.3h ,比室温缩短了9.7h,而且产氢速率比较快,为每克VS 15.6ml ・h.因此,实际应用中,应该选择中温条件.高温条件下,由于微生物被抑制,其生长过程不符合G ompertz 方程的规律.2.2 液相中各个参数的变化微生物能够生长的p H 值范围比较广泛,但细胞内部的p H 值却十分接近中性,同时胞内酶的最适p H 也十分接近中性,因此,维持细胞内的中性环境是必须的[8].p H 较低时,由于微生物控制H +进出细胞的能力有限,使得细胞内环境较难控制在中性,抑制了细胞的活性,如图3所示.图3 pH 值的变化Fig.3 V ariation of pH 从pH 值的变化可以看出,不同温度反应前后,体系的pH 值均下降,从反应前的9.00分别下降到4.88,5.30和7.67.这是因为反应过程生成了VFA (挥发性脂肪酸)、乳酸等酸性物质以及CO 2溶解于水中,随着反应的进行,生成的酸的量增多,pH 下降的幅度增大.虽然蛋白质的降解会产生碱性物质氨氮,但是由于蛋白质的含量相对少,其不足以中和产生的酸性物质,因此系统的pH 会下降,同时,正是因为pH 的下降而抑制了产氢菌的活性,使产氢过程停止.微生物的生长以及营养物质的传输等都需要水的参与,同时淀粉、蛋白质等大分子物质的水解过程也需要消耗水,因此水在厌氧发酵过程中具有重要的作用.随着反应的进行,体系中水逐渐被消耗,同时,体系中的有机物被消耗,如图4显示,体系最终的含水质量分数是升高的,血清瓶中的物料的流动性也明显增强,这说明有机物的消耗速率比水消耗的速率快.中温下的含水质量分数升高了3.3%,室温下升高了2.3%,结合图5的m (VS )/m (TS )数据可以得出,室温下的水解过程比中温条件下的程度更高.图4 含水率的变化Fig.4 V ariation of w ater content图5 m (V S)/m (TS)的变化Fig.5 V ariation of m ((V S)/m (TS) m (VS )/m (TS )反映反应过程中有机物被消耗的程度,随着反应的进行,固相中的大分子有机物逐渐分解,生成溶解于水中的小分子物质,然后,液相中的小分子逐渐被消耗.从图5中可以看出,室温条件下的m (VS )/m (TS )的值要高,从0.80减小到0.73,而中温条件下是从0.80减小到0.70.但是图6表示的SCOD 质量浓度的值却是中温条件下高.这说明虽然室温条件下的反应速率慢,但是,其连锁449 同济大学学报(自然科学版)第36卷 反应达到了一种平衡,而在中温条件下,液相中的有机物消耗速率快,而大分子物质的水解速率相对慢,因此,m (VS )/m (TS )下降速率更快.而高温下二者的速率均较慢.图6 SCOD 质量浓度的变化Fig.6 V ariation of SCOD concentration 图7表示反应前后体系的COD质量分数的变化.由图可知,反应后体系的COD 质量分数均下降,说明有机物质被消耗掉.但是3个温度下降的幅度不同.高温情况下没有产生生物气,COD 的消耗只是用于微生物的生长需要和呼吸消耗,室温条件下,COD 质量分数的下降率为25.4%,中温下为21.3%.图7 COD 质量分数的变化Fig.7 V ariation of COD concentration 因此,中温和室温下COD 质量分数的去除率并没有很大的差别,这是因为温度只是影响厌氧消化效率的众多因素之一.在污泥质量浓度足够而且其他条件适宜的条件下(反应时间足够长),一定程度上可以补偿或缓冲温度的影响,使得在室温甚至低温下仍然可以保持厌氧消化的有效性和高效性[9].反应后,室温条件下体系的SCOD 质量浓度是下降的,中温条件下体系的SCOD 质量浓度变化不大,高温时升高如图6所示.反应过程是大分子物质的水解、水解所得的小分子物质的酸化、小分子物质产生气体的过程.其各个反应是连续的,一个反应的产物成为下一个反应的反应物,各个反应都需要不同类型的微生物参与.如果其中的某一反应因为环境条件或者微生物的活性受到抑制,则上一阶段的产物就会积累,可能会造成微生物的中毒等现象,使反应中止.文献报道[10-11],在厌氧发酵过程中,水解是反应的限速步骤,但是如图6所示,在中温和高温条件下,反应后,体系的SCOD 质量浓度不变或增大,这说明,反应的中止并不是因为营养物质的缺乏.如图4所示反应停止后体系的pH 降到了5.0以下,因此严重抑制了产氢菌的活性,导致反应停止.3 讨论微生物的生长一般都有一个最适温度,而产氢菌一般都是中温微生物[3].张雪松[3]等利用污泥接种产氢,其最佳的产氢温度为37℃.如果要改变环境条件,必须事先对微生物进行驯化,使其适应实验的条件.本实验由于没有对微生物进行高温驯化,使得其在高温条件下活性很低,氢气产量不高.而温度低时,微生物的活性不高,虽然室温和中温下的氢气的产量是相同的,但是其反应过程中各个阶段的进行程度是不同的,因此,液相中COD 等参数的变化是不同的.一般认为,在固体废弃物的厌氧消化过程中,不溶性大分子物质的水解限制了产氢过程的进行,因此,必须采取预处理措施,如加入水解酶[10]等,加速大分子固体物质水解,强化其产氢过程.但对于本体系,反应前后液相参数变化表明反应的中止并不是因为营养物质的缺乏,也即在中温和高温条件下,水解过程并不是限速步骤,中间的酸化产生的有机酸降低了体系的p H ,从而使反应中止,如果调节体系的p H ,体系还会继续产生氢气.因此,在室温下,微生物的代谢比较缓和,也即产酸微生物的活性相对低,不会造成有机酸的积累,从而使反应顺利进行.可见酸化过程是本试验的限速步骤,而非水解过程,这与张波等[12]的研究是一致的.4 结论(1)室温和中温条件下氢气的产量差别不大,分别为每克VS 63.5ml 和63.1ml ,但是,提高温度能够明显加快氢气产生的速度并缩短停滞时间,从而能够减少反应器的体积.(2)对3种温度下氢气累积体积分数采用G ompertz 方程进行数学模拟结果表明:中温条件下,反应停滞时间仅为4.3h ,比室温缩短9.7h ,而且中温时的产氢速率为每克VS 15.6ml ・h -1.此外,(下转第950页)549 第7期曹先艳,等:温度对餐厨垃圾厌氧发酵产氢的影响[2] Bauman L C,Stenstrom M K.Removal of organohalogens andorganohalogen precursors in reclaimed wastewater———Ⅰ[J].Water Research,1990,24(8):949.[3] Toshihiro Oomori,Takumi Oka,Y oji Arata.The efficiency ofdisinfection of acidic electrolyzed water in the presence of organicmaterials[J].Analytical Sciences,2000,16(4):365.[4] K arin Carlesson,Ludvig Moberg,BO K arlerg.The miniaturisa2tion of the standard method based on the N,N2diethyl2p2 phenylenediamine(DPD)reagent for the determination of free orcombined chlorine[J].Water Research,1999,33(2):375. 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