蘇 敏，喬 瑋?，ALGAPANI Dalal，WANDERA Simon，GOGLIO Andrea，ADANI Fabrizio，陳 理，肖 政，魏泉源，董仁杰

（1. 中國農(nóng)業(yè)大學(xué)生物質(zhì)工程中心（工學(xué)院），北京 100083；2. 國家能源生物燃?xì)飧咝е苽浼熬C合利用技術(shù)研發(fā)（實(shí)驗(yàn)）中心，北京 100035；3. 意大利米蘭大學(xué)農(nóng)學(xué)院，米蘭 2-20133；4. 北京中源創(chuàng)能工程技術(shù)有限公司，北京 100080）

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餐廚垃圾與污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)氣動力學(xué)特性研究*

蘇 敏1,2，喬 瑋1,2?，ALGAPANI Dalal1,2，WANDERA Simon1,2，GOGLIO Andrea3，ADANI Fabrizio3，陳 理1,2，肖 政4，魏泉源4，董仁杰1,2

（1. 中國農(nóng)業(yè)大學(xué)生物質(zhì)工程中心（工學(xué)院），北京 100083；2. 國家能源生物燃?xì)飧咝е苽浼熬C合利用技術(shù)研發(fā)（實(shí)驗(yàn)）中心，北京 100035；3. 意大利米蘭大學(xué)農(nóng)學(xué)院，米蘭 2-20133；4. 北京中源創(chuàng)能工程技術(shù)有限公司，北京 100080）

摘 要：對餐廚垃圾、污水廠污泥以及餐廚垃圾與污泥混合甲烷發(fā)酵的產(chǎn)氣能力與動力學(xué)特性進(jìn)行了實(shí)驗(yàn)分析，餐廚垃圾在中溫和高溫發(fā)酵的產(chǎn)甲烷潛能分別是400和426 mL CH4·gVS(?1)，經(jīng)過120℃、20 min蒸煮除油后的餐廚垃圾在中溫和高溫發(fā)酵的產(chǎn)甲烷潛能分別是418和531 mL CH4·gVS(?1)。經(jīng)Gompertz模型計(jì)算，除油后餐廚垃圾的最大產(chǎn)甲烷速率R(max)比除油前提高了49.8%（中溫）和19.0%（高溫），但餐廚垃圾中固體有機(jī)物的產(chǎn)甲烷速率變化不明顯。在餐廚垃圾機(jī)械破碎勻漿過程中，部分固體有機(jī)物被液化，中、高溫發(fā)酵產(chǎn)氣過程的一級動力學(xué)呈現(xiàn)兩階段特征，液相有機(jī)物在中溫發(fā)酵的產(chǎn)甲烷速率（速率常數(shù)k = 0.195 5 d(?1)）略快于高溫（k = 0.154 3 d(?1)）；而固體有機(jī)物在高溫條件下的產(chǎn)甲烷速率（k = 0.080 4 d(?1)）快于中溫（k = 0.038 8 d(?1)）。除油后餐廚垃圾中的固體有機(jī)物和污泥高溫發(fā)酵的產(chǎn)甲烷速率也快于中溫發(fā)酵，表明高溫發(fā)酵有利于提高固體有機(jī)物的產(chǎn)氣速率。污泥的產(chǎn)氣潛能較低，產(chǎn)氣速率慢，與餐廚垃圾共發(fā)酵有助于調(diào)節(jié)堿度和防止發(fā)酵體系的酸化。

關(guān)鍵詞：餐廚垃圾；污泥；中溫發(fā)酵；高溫發(fā)酵；產(chǎn)氣動力學(xué)

0 引 言

餐廚垃圾是我國城市生活垃圾的重要組成部分，據(jù)估算全國每年餐廚垃圾產(chǎn)量超過6 000萬t，約占生活垃圾產(chǎn)生量的30% ~ 70%[1]。餐廚垃圾經(jīng)甲烷發(fā)酵可回收清潔能源。但餐廚垃圾中油脂的溶解性較差，粘附在微生物表面進(jìn)而影響代謝傳質(zhì)過程[2-3]。高溫有助于油脂的溶解和實(shí)現(xiàn)微生物與基質(zhì)間的傳質(zhì)[4]。DINSDALE等[5]指出咖啡渣（油脂占總固體的24%）的甲烷發(fā)酵需要用高溫工藝。然而，KOMEMOTO等[6]發(fā)現(xiàn)餐廚垃圾在35℃和45℃水解率達(dá)70%和72.7%，且能夠得到較髙的產(chǎn)氣率，更高溫下微生物的活性受到抑制，并無更高的產(chǎn)氣能力。

油脂屬于價(jià)值較高的資源，回收油脂會改變餐廚垃圾的組成、產(chǎn)氣潛能和產(chǎn)氣速率。餐廚垃圾的C/N在15 ~ 20，所含碳水化合物的水解酸化速率快，易出現(xiàn)發(fā)酵的酸化，穩(wěn)定性差[2]。相比之下，污水廠污泥的C/N比為8 ~ 10左右，含氮量高能夠產(chǎn)生更高的堿度。因此，餐廚垃圾與污泥的共發(fā)酵是一種可能的厭氧發(fā)酵技術(shù)。目前，餐廚垃圾甲烷發(fā)酵的研究以中溫為主，對高溫發(fā)酵、高溫混合發(fā)酵、發(fā)酵動力學(xué)和中高溫發(fā)酵直接比較研究的報(bào)道較少。

本實(shí)驗(yàn)以實(shí)際餐廚垃圾為對象，以中溫和高溫沼氣工程的厭氧發(fā)酵液為接種污泥，考察餐廚垃圾、除油餐廚垃圾和污泥與餐廚混合基質(zhì)的中高溫甲烷發(fā)酵的產(chǎn)氣潛能和動力學(xué)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

餐廚垃圾取自中國農(nóng)業(yè)大學(xué)食堂午餐的剩余物，分揀出骨頭等雜質(zhì)后用豆?jié){機(jī)（Joyoung-JYLC012）高速破碎5 min，成均勻的漿狀，在4℃的冰箱中儲存，此時(shí)餐廚垃圾的性質(zhì)如表1所示。

表1 餐廚垃圾和污泥的基本性質(zhì)Table 1 Characteristics of food waste and sludge

污泥取自污水處理廠的初沉池和二沉池混合脫水污泥。餐廚垃圾除油采用立式壓力蒸汽滅菌器（ZEALWAT-GI100T），將200 g餐廚垃圾裝入300 mL錐形瓶中，用保鮮膜及報(bào)紙封口，放入高壓蒸煮鍋中120℃蒸煮20 min，之后放置冷卻至室溫，將上層漂浮油脂取出。除油餐廚垃圾和污泥的基本性質(zhì)見表1。接種污泥分別取自北京密云高溫沼氣工程和北京順義豬糞中溫沼氣工程正常運(yùn)行的發(fā)酵罐，取回后用6號篩過濾去除大的雜質(zhì)，之后分別置于55℃和35℃的恒溫水箱中以保持污泥的微生物活性，接種污泥的性質(zhì)見表2。

表2 接種污泥的理化性質(zhì)Table 2 Characteristics of inoculums

1.2 產(chǎn)甲烷潛能實(shí)驗(yàn)

為避免接種污泥中殘留的有機(jī)酸及其他溶解性物質(zhì)對微生物活性帶來影響，在使用前對接種污泥進(jìn)行處理：將接種污泥混合均勻后離心分離，去除上清液，加入由大量元素和微量元素組成的營養(yǎng)液，再次混合均勻后離心，去除上清液，重復(fù)兩次后作為實(shí)驗(yàn)的接種污泥使用。營養(yǎng)液成分濃度如表3所示[7]。

表3 大量元素和微量元素營養(yǎng)液成分Table 3 Nutrients solutions concentration

批次甲烷發(fā)酵的實(shí)驗(yàn)裝置是帶有一次性鋁蓋的120 mL玻璃發(fā)酵瓶，向瓶中加入接種污泥70 mL，向發(fā)酵瓶內(nèi)充入N2，排出殘留的空氣，蓋上瓶塞。將發(fā)酵瓶置于恒溫批次產(chǎn)甲烷實(shí)驗(yàn)裝置內(nèi)，馴化3天，以恢復(fù)污泥的微生物活性。之后打開瓶塞，加入約1 g COD的待測原料，充入氮?dú)猓S后立即蓋好硅膠塞，標(biāo)號后置于水浴箱中，連續(xù)震蕩將基質(zhì)和微生物始終處于完全混合狀態(tài)，實(shí)驗(yàn)具體方法參考前期研究的作圖描述[8]。使用玻璃注射器測量沼氣日產(chǎn)氣量，產(chǎn)氣潛能用修正的Gompertz模型進(jìn)行擬合，如式（1）所示：

式中，P為扣除空白的t時(shí)刻的積累氣體產(chǎn)量（mL/g-VS）；P0為最大甲烷產(chǎn)能潛能（mL/g-VS）；Rmax為最大產(chǎn)甲烷速率（mL/g-VS/d）；λ為遲滯期（d）；t為實(shí)驗(yàn)持續(xù)的時(shí)間（d）；e為自然常數(shù)，e = 2.7183。

甲烷發(fā)酵的一級動力學(xué)模型如式（2）所示：

式中，Cs0是最大產(chǎn)氣量（mL），Cs為最大產(chǎn)氣量減去t時(shí)刻的累積產(chǎn)氣量（mL），k為速率常數(shù)（d?1）；t是產(chǎn)氣時(shí)間（d）。

1.3 分析方法

總固體（TS）、揮發(fā)性固體（VS）、懸浮固體（SS）和揮發(fā)性懸浮固體（VSS）先后經(jīng)105℃和600℃熱處理后，采用重量法分析。pH測定采用Orion 5-Star pH計(jì)，COD采用重鉻酸鉀法，干基污泥和餐廚中碳、氫、氧、硫和氮的元素質(zhì)量百分含量采用Vario Macro型元素分析儀測定。氨氮采用水楊酸?次氯酸鹽分光光度法，堿度采用滴定法，脂肪采用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀測定法，碳水化合物采用苯酚?硫酸測定法，蛋白質(zhì)采用酚試劑測定法。沼氣成分由SP2100氣相色譜儀測出，色譜柱為Φ10 m × 2 mm不銹鋼色譜柱。甲烷檢測條件：氫氣分壓為0.6 MPa，流速為60 mL·min?1，進(jìn)樣口溫度、柱溫及檢測器（TCD）溫度分別為150℃、230℃、150℃，進(jìn)樣量為0.5 mL。

2 結(jié)果與討論

2.1 餐廚與污泥的發(fā)酵性質(zhì)分析

根據(jù)元素組成將餐廚垃圾、除油餐廚垃圾和污泥表達(dá)成化學(xué)式的形式，分別是C18.4H39.3O16.5N、

C17.5H34.5O17.1N和C12.6H17.1O7.2N，相對分子量分別

是538、539和298。從表1中可以發(fā)現(xiàn)，餐廚垃圾的有機(jī)物含量為89.0%，除油后為87.7%，污泥的有機(jī)物含量為70.7%，因此三種物料單位質(zhì)量所含的COD量不同，理論上分解1 g COD產(chǎn)生35 mL標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)的甲烷，每克餐廚垃圾、除油餐廚垃圾和污泥分別含有1.67（n = 11）、1.27（n = 12）和0.98 g （n = 12）的COD。餐廚垃圾除油前后的油脂含量分別是26.0%和15.1%。根據(jù)野池等[9]的報(bào)道，分解每克VS的油脂可以產(chǎn)生0.98 L的甲烷（CH470%），碳水化合物和蛋白質(zhì)產(chǎn)生0.415 L甲烷（CH450%）和0.527 L甲烷（CH469%）。單從甲烷產(chǎn)率分析，油脂含量越高能產(chǎn)生越多的甲烷。根據(jù)Buswell發(fā)酵方程建立三種原料甲烷發(fā)酵的化學(xué)計(jì)量學(xué)，如方程（1）~ 方程（3）所示[10]。

餐廚垃圾：

除油餐廚垃圾：

污泥：

根據(jù)上述方程，餐廚垃圾、除油餐廚垃圾和污泥發(fā)酵產(chǎn)氣中的甲烷濃度分別是57.1%、53.1%和56.8%。除油后餐廚垃圾的油脂含量降低，烷濃度比未除油的餐廚有所降低。同時(shí)，從上述方程中可以計(jì)算理論上降解1 g物料可分別產(chǎn)生0. 026 g、0.027 g 和0.047 g的NH4HCO3，折合產(chǎn)生堿度0.098 g（除油和不除油餐廚）和0.176 g（污泥）。餐廚垃圾堿度明顯低于污泥，堿度過低將會對發(fā)酵的穩(wěn)定性造成影響。而污泥厭氧消化發(fā)酵液較高的堿度使pH值高于甲烷菌的最優(yōu)pH值范圍（6.7 ~ 7.2）[11]。

2.2 中高溫發(fā)酵產(chǎn)氣特性

2.2.1 中高溫發(fā)酵產(chǎn)氣特性

圖1 餐廚垃圾（除油前后）和污泥中高溫發(fā)酵產(chǎn)氣潛能Fig. 1 Gas production potential of food waste and sludge

圖1是餐廚垃圾、除油餐廚垃圾和污泥在中、高溫發(fā)酵的沼氣和甲烷潛能曲線。在高溫下，餐廚垃圾、除油餐廚垃圾和污泥的產(chǎn)甲烷潛能分別為426、531 和157 mL CH4·gVS?1。在中溫條件下，上述三種基質(zhì)的產(chǎn)甲烷潛能分別是400、418和160 mLCH4·gVS?1。餐廚垃圾除油前后在中溫條件下的產(chǎn)氣潛能要低于高溫，污泥在中高溫條件下沒有顯著差別。有研究發(fā)現(xiàn)，在35℃下餐廚垃圾厭氧發(fā)酵28 d的產(chǎn)氣潛能為435 mLCH4·gVS?1[12]。CHO等[13]考察了含固率為30%的餐廚垃圾的產(chǎn)氣潛能，發(fā)現(xiàn)熟肉、纖維素、熟米飯、蔬菜和混合垃圾的沼氣產(chǎn)率分別為452、356、294、277和472 mLCH4·gVS?1，各組有機(jī)物的降解率分別為82%、92%、72%、73%和86%。周洪波等[14]在間歇培養(yǎng)中研究了不同長鏈脂肪酸（LCFA）對UASB 和EGSB兩種反應(yīng)器厭氧顆粒污泥的產(chǎn)甲烷毒性。結(jié)果表明，庚酸、癸酸和油酸對厭氧顆粒污泥產(chǎn)甲烷活性有較強(qiáng)的抑制。因此，在厭氧發(fā)酵之前將餐廚垃圾進(jìn)行除油預(yù)處理，有助于更穩(wěn)定和更高效的發(fā)酵產(chǎn)氣。另一方面，高溫加熱除油（120℃蒸煮30 min）實(shí)現(xiàn)了部分餐廚垃圾固體的水解液化。根據(jù)ARIUNBAATAR等[15]的報(bào)道，餐廚垃圾進(jìn)行80℃、1.5 h的加熱處理后，最高可將發(fā)酵的甲烷產(chǎn)氣率提到52%。熱處理提高原料發(fā)酵產(chǎn)氣潛能也在污泥和養(yǎng)殖廢物原料的研究中被報(bào)道[16]。

2.2.2 餐廚垃圾固相發(fā)酵產(chǎn)氣特性

經(jīng)分選等處理后的餐廚垃圾是含有大量固體有機(jī)物的基質(zhì)。為此，參照1.2中處理接種污泥的方法，用去離子水清洗高速破碎的餐廚，分離上清液后，保留固體，作為發(fā)酵的原料，測試其發(fā)酵產(chǎn)氣特性。從圖2可知餐廚垃圾固體的發(fā)酵速率明顯低于經(jīng)破碎的餐廚。高溫餐廚固體與除油餐廚固體的產(chǎn)甲烷潛能分別是567、576 mLCH4·gVS?1，比經(jīng)破碎的餐廚和破碎除油餐廚的產(chǎn)甲烷潛能高出33.1% 和8.5%。中溫下，餐廚與除油餐廚固相的產(chǎn)甲烷潛能分別是423、472 mLCH4·gVS?1，比餐廚和除油餐廚的產(chǎn)甲烷潛能高出5.8%和14.6%。由此可以看出，餐廚垃圾固相具有較高的產(chǎn)甲烷潛能，但發(fā)酵速率較慢。VAVILIN等[17]指出顆粒有機(jī)物水解是固體有機(jī)物厭氧消化的主要限速步驟，因此要提高城市生物質(zhì)廢物的厭氧消化速率，需要進(jìn)行水解預(yù)處理。

圖2 餐廚垃圾（除油前后）固體中高溫發(fā)酵產(chǎn)氣潛能Fig. 2 Gas production of solid fraction of food waste

2.2.3 餐廚垃圾與污泥共發(fā)酵產(chǎn)氣特性

MATA-ALVAREZ[18]、ZUPAN?I?[19]等比較了污泥單獨(dú)發(fā)酵及污泥與城市生活垃圾共發(fā)酵，其共消化可最高增加產(chǎn)氣80%。由圖3可知，餐廚垃圾與污泥按干重1∶1混合，高溫下初期產(chǎn)氣速率比中溫快，高溫發(fā)酵產(chǎn)甲烷潛能為482.9 mLCH4·gVS?1，中溫發(fā)酵產(chǎn)甲烷潛能為467.3 mLCH4·gVS?1。共消化的產(chǎn)氣潛能要大于餐廚和污泥潛能的平均值相加。

圖3 餐廚垃圾和污泥中高溫共發(fā)酵產(chǎn)氣潛能Fig. 3 Co-digestion of food waste and sludge

2.3 發(fā)酵產(chǎn)氣的動力學(xué)特性

圖4 餐廚垃圾中高溫發(fā)酵一級動力學(xué)模擬Fig. 4 First order modeling of food waste anaerobic digestion

以固體有機(jī)物為主的基質(zhì)甲烷發(fā)酵的動力學(xué)通?？梢杂靡患墑恿W(xué)模型表征[20]。從圖4a和圖4b中可以發(fā)現(xiàn)，餐廚垃圾的產(chǎn)氣明顯存在兩階段的動力學(xué)特征，不能用一個線性方程求解一級動力學(xué)常數(shù)k。在餐廚垃圾高速破碎勻漿中，強(qiáng)力的機(jī)械破碎將餐廚垃圾中的部分固體有機(jī)物液化，溶解性COD約占到總COD的55%，液相有機(jī)物的發(fā)酵產(chǎn)氣不需要經(jīng)過水解，產(chǎn)氣速率快。對比圖4a和圖4b，餐廚垃圾中液相有機(jī)物的甲烷產(chǎn)氣速率在中溫（k = 0.195 5 d?1）要略高于高溫（k = 0.154 3 d?1）。當(dāng)液相有機(jī)物被降解后，固體有機(jī)物逐漸進(jìn)入三階段發(fā)酵產(chǎn)氣過程，由于固體有機(jī)物的水解速率較低，整體上限制了產(chǎn)氣速率。在以固體有機(jī)物發(fā)酵產(chǎn)氣為主的階段，高溫發(fā)酵的產(chǎn)甲烷速率常數(shù)為0.055 2 d?1，中溫為0.018 5 d?1。因此，高溫更有利于固體有機(jī)物的水解，從而加速整體產(chǎn)氣速率，而對以液體有機(jī)物為主的基質(zhì)，則沒有明顯的速率優(yōu)勢。

Gompertz模型被廣泛地應(yīng)用擬合和解析甲烷發(fā)酵的動力學(xué)參數(shù)，Rmax表征了甲烷發(fā)酵全過程的最大產(chǎn)甲烷速率。在表4中，餐廚垃圾高溫和中溫的Rmax分別是43.09和64.55 mL/gVSd?1，中溫發(fā)酵過程較快，液相有機(jī)物的產(chǎn)氣整體上決定了發(fā)酵全過程的最大產(chǎn)甲烷速率。為進(jìn)一步驗(yàn)證上述推測，實(shí)驗(yàn)分別將未除油但破碎的餐廚垃圾和破碎后除油的餐廚垃圾進(jìn)行2次水洗，分離去除溶解性有機(jī)物，將固體作為發(fā)酵基質(zhì)進(jìn)行產(chǎn)氣動力學(xué)實(shí)驗(yàn)，結(jié)果如圖4c和圖4f。

固相基質(zhì)的發(fā)酵產(chǎn)氣過程在動力學(xué)上是連續(xù)的。未除油餐廚垃圾固相發(fā)酵一級動力學(xué)常數(shù)k分別是0.080 4 d?1（高溫，圖4c）和0.089 2 d?1（中溫，圖4e），比固液混合發(fā)酵第二階段的慢速產(chǎn)氣過程略快。餐廚破碎后，部分易降解的固體有機(jī)物伴隨液體有機(jī)物降解，剩余的固體部分產(chǎn)氣速率會更慢，高溫除油預(yù)處理提高了餐廚垃圾整體的產(chǎn)甲烷速率。在表4中，餐廚垃圾除油后高溫發(fā)酵的最大產(chǎn)甲烷速率Rmax由43.09提高到85.14 mL/gVSd?1，中溫發(fā)酵的最大產(chǎn)甲烷速率由64.55提高到101.3 mL/gVSd?1。但是，高溫除油并沒有顯著提高餐廚垃圾中固體高溫和中溫發(fā)酵的產(chǎn)氣速率。

表4 Gompertz模型參數(shù)Table 4 Kinetics of gas production using Gompertz model

在圖5a和圖5b中，污泥中高溫發(fā)酵的動力學(xué)特征也是連續(xù)的。污泥是經(jīng)過了污水廠脫水的泥餅，離心分離后去除了可溶性有機(jī)物。在產(chǎn)氣速率上，污泥高溫發(fā)酵的甲烷產(chǎn)氣速率常數(shù)為0.120 1 d?1，顯著快于中溫的0.07 d?1，說明高溫發(fā)酵對于提高水解速率有重要作用，有利于固體有機(jī)物的快速發(fā)酵產(chǎn)氣。未除油的餐廚垃圾與污泥共發(fā)酵的產(chǎn)甲烷速率要顯著快于污泥，比餐廚單獨(dú)發(fā)酵慢，如圖5c和圖5d所示。由于污泥中含有大量固體有機(jī)物，高溫甲烷產(chǎn)氣速率高于中溫發(fā)酵。

圖5 污泥和餐廚垃圾污泥共發(fā)酵一級動力學(xué)模擬Fig. 5 First order modeling of sludge and mixture of food waste and sludge

3 結(jié) 論

（1）餐廚垃圾高溫發(fā)酵在產(chǎn)氣潛能和最大產(chǎn)甲烷速率方面優(yōu)于中溫發(fā)酵，120℃、20 min的蒸煮去除了餐廚垃圾中約40%的油脂，除油后餐廚垃圾的最大產(chǎn)甲烷速率Rmax比除油前提高了49.8%（中溫）和19.0%（高溫）。

（2）餐廚垃圾產(chǎn)氣呈現(xiàn)明顯的兩階段動力學(xué)特征，高溫發(fā)酵顯著提高餐廚垃圾中固體有機(jī)物的產(chǎn)氣速率，而中溫發(fā)酵下液體有機(jī)物產(chǎn)氣速率更快。

（3）污泥的產(chǎn)氣潛能較低，產(chǎn)氣速率慢，與餐廚垃圾共發(fā)酵有助于調(diào)節(jié)堿度、防止發(fā)酵體系酸化。

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蘇 敏（1992-），女，碩士研究生，主要從事餐廚垃圾厭氧發(fā)酵研究。

喬 瑋（1979-），男，博士，副教授，主要從事廢物和廢水的厭氧消化研究。

Kinetics Characterization of Anaerobic Digestion of Food Waste and Sludge

SU Min1,2, QIAO Wei1,2, ALGAPANI Dalal1,2, WANDERA Simon1,2, GOGLIO Andrea3, ADANI Fabrizio3, CHEN Li1,2, XIAO Zheng4, WEI Quan-yuan4, DONG Ren-jie1,2
(1. Biomass Engineering Center, College of Engineering, China Agricultural University, Beijing 100083, China; 2. State R&D Center for Efficient Production and Comprehensive Utilization of Biobased Gaseous Fuels, Energy Authority, National Development and Reform Committee (BGFeuls), Beijing 100083, China; 3. School of Agriculture, University of Milan, Via Celoria 2, 20133 Milano, Italy; 4. Beijing Zhongyuan Chuangneng Engineering & Technology CO., LTD, Beijing 100080, China)

Abstract:The biogas production kinetics characterization of food waste, sludge and the mixture of food waste and sludge were investigated in mesophilic and thermophilic anaerobic digestion system. The methane potential of food waste were 400 and 426 mLCH4·gVS(?1)in mesophilic and thermophilic anaerobic system and then increased to 418 and 513 mLCH4·gVS(?1)after oil removing (boiling at 120oC for 20 mins). The maximum of methane production, R(max)obtained from Gompertz model, was increase by 49.8% and 19.0% after oil removing, nevertheless, there were no significant increment of methane production rate of the solid fraction of oil removed food waste. Grinding of food waste partially liquefied food waste. The methane production was faster in mesophilic with constant k of first order kinetics of 0.195 5 d(?1)than that in thermophilic with a k of 0.154 3 d(?1). However, the methane production from solid fraction of food waste was faster in thermophilic (k of 0.080 4 d(?1)) than that in mesophilic process (k of 0.038 8 d(?1)), the same results were obtained for solid fraction of oil removed food waste and sludge. The sludge provide a lower gas production potential and lower production rate. Key words: food waste; sludge; mesophilic fermentation; thermophilic fermentation; kinetics

作者簡介：

通信作者：?喬 瑋，E-mail：qiaowei@cau.edu.cn

基金項(xiàng)目：科技部中小企業(yè)發(fā)展專項(xiàng)資金歐國際合作項(xiàng)目（SQ2013ZOA000017）；北京市科技計(jì)劃項(xiàng)目（D141100001214001，Z151100001115010）

* 收稿日期：2016-01-15

修訂日期：2016-02-24

文章編號：2095-560X（2016）01-0001-09

中圖分類號：TK6；X705；S216.4

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

doi：10.3969/j.issn.2095-560X.2016.01.001