氧化铁投加方式对餐厨垃圾厌氧消化产气的影响
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。
餐厨垃圾高效厌氧消化稳定产气研究
79餐厨垃圾高效厌氧消化稳定产气研究文_李杰伟 高仁富 罗宇 东江环保股份有限公司摘要：厌氧消化是餐厨垃圾产业化处理的主流方式，厌氧系统单位体积有机负荷和单位体积产气率是评价厌氧系统产业化能力的重要指标。
实验研究了搅拌频率、物料投加方式和不同单位体积有机负荷情况下厌氧系统的产气情况。
结果表明，在选择连续式投加物料情况下，维持60min/3hrs搅拌频率和2.8kg TVS/(m3.d)单位体积有机负荷水平，全混合厌氧消化系统可以获得稳定的高产气率，达到（2.69±0.03）m3/(m3.d)，甲烷体积分数（65.2±1.3）%。
关键词：餐厨垃圾；有机负荷；厌氧消化Study on High Efficiency Anaerobic Digestion and High Biogas Production Rate of Food W asteLI Jie-wei GAO Ren-fu LUO Yu[ Abstract ] Anaerobic digestion is the main treatment mode of food waste, and organic loading rate and biogas production rate are the main indexes that estimate the anaerobic digestion system function of food waste. The study on factors that effects biogas production rate and anaerobic digestion system stability of food waste shows that system acquires （2.69±0.03）m³/（m³.d）biogas production rate with （65.2±1.3）%（V/V）methane steadily, maintaining 2.8 kg TVS/（m³.d）and 60mins/3hrs and continuous feeding.[ Key words ] food waste; organic loading rate; anaerobic digestion据统计，目前我国每年产生的餐厨垃圾量超过6000万吨。
不同预处理对餐厨垃圾厌氧联产氢气和甲烷的影响及其机理研究的开题报告
不同预处理对餐厨垃圾厌氧联产氢气和甲烷的影响
及其机理研究的开题报告
一、选题背景
随着城市化和人口的增长，餐厨垃圾的产生量快速增加，给环境和
城市管理带来了严峻的挑战。
同时，全球对可再生能源的需求也在不断
上升。
在这种背景下，利用餐厨垃圾进行厌氧联产氢气和甲烷，可以实
现垃圾资源化和能源可持续利用的目的，具有重要的实践和经济意义。
而不同的预处理方法在餐厨垃圾厌氧联产氢气和甲烷的过程中可能产生
不同的影响和机制，因此值得深入研究。
二、研究目的
本研究旨在探究不同预处理方法对餐厨垃圾厌氧联产氢气和甲烷的
影响及其机理，为垃圾资源化和能源可持续利用提供理论和实践依据。
三、研究内容
1. 文献综述：梳理国内外该领域相关的研究成果和现状，总结当前
问题和需要解决的技术难点。
2. 实验设计：根据文献综述和研究目的，设计不同预处理方法对餐
厨垃圾生物降解实验，包括垃圾采样、质量分析、菌群分析等内容。
3. 实验结果分析：对实验结果进行分析和归纳，比较不同预处理方
法对厌氧联产氢气和甲烷的影响和差异，探究其机理和影响因素。
4. 结论总结：根据实验结果和分析，总结不同预处理方法对餐厨垃
圾厌氧联产氢气和甲烷的影响及其机理，提出相关建议和未来研究方向。
四、研究意义
本研究将深入探究餐厨垃圾厌氧联产氢气和甲烷的技术路径和影响
因素，为垃圾能源化、资源化和可持续利用提供重要依据，促进环境保
护和绿色经济发展。
同时，本研究还将为厌氧发酵技术的发展提供理论支持和指导，具有重要的科学和技术价值。
餐厨垃圾厌氧消化工艺的影响与优化
餐厨垃圾厌氧消化工艺的影响与优化0 引言随着我国经济的快速发展，城市生活垃圾中以餐厨垃圾为主的易腐性有机物含量不断增加，造成的环境污染日益严重，成为可持续发展的隐患之一，引起了全社会的关注；而另一方面，餐厨垃圾有机质含量高、易生物降解的特性又为其能量回收利用提供了极好的条件。
随着人民生活水平的日益提高和城市环境管理强度的加大，对餐厨垃圾实施专门管理势在必行，对餐厨垃圾进行减量化、无害化、资源化利用具有广阔的前景。
餐厨垃圾厌氧消化技术完全能够达到上述要求，目前，国内外对这方面都有了较为广泛且深入的研究。
在此，从厌氧消化工艺选择、产甲烷性能优化和联合消化等3个方面，结合相关文献，分析目前国内外餐厨垃圾厌氧消化工艺的特点及研究进展，以期为餐厨垃圾厌氧消化产甲烷性能优化及我国工业化应用的研究方向提供一定借鉴。
1 工艺形式选择1.1湿式与干式消化湿式消化采用低固体的浆液或液态消化，技术相对成熟，应用最为广泛。
但湿式消化对于有机固体废物的处理存在预处理复杂、处理能力较低的问题，且更易受到氨氮、盐份等物质的抑制。
针对湿式消化存在的问题，研究者提出了干式消化的概念。
干式消化系统的固体浓度可维持在20%～40%，大大提高了处理能力，而且在系统投资、设备效率、物料综合利用等方面具有明显优势。
但固体浓度的增加同时导致物料中毒性物质及传质的影响加强，在具体技术应用上尚存在较多的不确定性和难度。
因此，干式消化工艺参数的确定、反应器的构建及过程的控制等方面是其研究的重点。
餐厨垃圾的含固率较高，一般在20%左右，且物料组成复杂，有机质含量高，极易酸化，从而对产甲烷菌活性产生抑制。
采用干式厌氧消化，则餐厨垃圾易酸化的特点使如何控制反应器内的产酸速率和维持pH值的稳定成为工艺的难点；采用湿式消化，可降低物料中毒性物质的影响，但处理能力较低。
所以，保持餐厨垃圾原有基质状态加以适当调理，在较为合适的含固率下进行厌氧消化处理，符合餐厨垃圾处理产业化的要求。
添加剂对餐厨垃圾厌氧发酵产氢的影响
摘 要 以表面活性剂与偏硅酸钠的混合 物作 为添加剂 ， 考察 了添加剂 的投 加量对餐 厨垃圾厌 氧产氢效 果的影响 。实验 结果
表 明 ， 加 剂 能 抑 制 产 甲 烷 菌 的 生长 ， 接 种 污 泥 无 需 预 处 理 即 可 提 高 产 氢 量 。另 外 ， 着 添 加 剂 投加 量 的增 大 ， 系 中氢 气 的 浓 度 添 且 随 体 增 大 ， ５ｇ 干 重 ） 厨 垃 圾 投 加 添 加 剂 为 １ ７ 在 （ 餐 ．５ｇ时 ， 氢 量 为 ｌ ４ ５ｍＬ 以 每 克挥 发 性 固体 （ ） ） 但 从 经 济 和 实 用 两 方 面 考 产 １ ． （ ＶＳ 计 虑 ， 择 最 佳 添 加 剂 量 为 １Ｏ 。 选 ．染 与 防治
餐厨垃圾厌氧发酵影响因素及产物分析2
餐厨垃圾厌氧发酵影响因素及产物分析杨林海(兰州理工大学，甘肃兰州 730000)摘要：对城市餐厨垃圾进行了厌氧发酵实验，探讨了活性污泥来源、基质来源、盐分、以及基质粒度等因素对餐厨垃圾厌氧发酵的影响。
实验结果表明:化粪池污泥接种餐厨垃圾厌氧发酵产气效果明显；当碳氮比在30左右时产气量增加趋于平稳；钠盐浓度大于5g/L的基质对餐厨垃圾厌氧发酵有抑制作用，钠盐浓度小于5g/L的基质对餐厨垃圾厌氧发酵有促进作用；减小基质的颗粒粒度可以加快厌氧发酵产气速度，缩短发酵时间，提高垃圾的减量化。
此外，在餐厨垃圾厌氧堆肥发酵过程中，pH一般会降低。
关键词：餐厨垃圾；厌氧发酵；影响因素The influence factors of food waste anaerobic digestion and product analysisYang lin-hai（Lanzhou university of technology ,Lanzhou Gansu 730000,China）Abstract：In the experiments of city food waste anaerobic digestion.. The effects of sources of activated sludge, sources of food waste, salinity, and matrix size, on anaerobic digestion were discussed in detail. The results showed that the gas anaerobic fermentation is obvious effect using the septic tank sludge;when C/N in about 30 than gas production tend to be stable; the salinity more than 5g/L can inhibit anaerobic fermentation, opposite the salinity less than 5g/L can promote anaerobic fermentation ; reduce the size of matrix can accelerate gas velocity and shortens fermentation time; In the actual, the pH generally can be decreased.Key words: food waste；anaerobic fermentation；influence factors餐厨垃圾俗称泔水，是指宾馆、饭店、餐馆和机关、院校、企事业单位在食品加工、餐饮服务、单位供餐等活动过程中产生的废弃物。
Fe^2投加方式对餐厨垃圾厌氧产甲烷的影响研究
ＬＩＵＹａｌｉ，ＹＵＺｉｗｅｉ，ＭＥＮＧＸｉａｏｆａｎ，ＤＩＮＧＪｉｎｇｊｉｎｇ，ＺＨＡＮＧＨａｎ
（ＳｃｈｏｏｌｏｆＣｉｖｉｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，ＮａｎｊｉｎｇＦｏｒｅｓｔｒｙＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｎａｎｊｉｎｇ２１００３７，Ｃｈｉｎａ）
本实验对比研究 ＥＤＴＡ与 ＦｅＣｌ２ 单独、同时投 （ＳＣＯＤ）等指标见表 １；ＨＣｌ（质量分数为 ３６．５％）、
加对餐厨垃圾厌氧产甲烷过程的影响，考察蛋白和 ＦｅＣｌ２·４Ｈ２Ｏ、ＥＤＴＡ和 ＮａＯＨ均为分析纯。
表 １ 接种污泥和餐厨垃圾的性质 Ｔａｂｌｅ１ Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｉｎｏｃｕｌａｔｉｏｎｓｌｕｄｇｅａｎｄｋｉｔｃｈｅｎｗａｓｔｅｓ
指标
ＴＳ／（ｇ·Ｌ－１）
ＶＳ∶ＴＳ／％
含水率 ／％
ＴＣＯＤ／（ｇ·Ｌ－１） ＳＣＯＤ／（ｇ·Ｌ－１）
ｐＨ
接种污泥
２７．３±０．５
７８．６±０．３
９６．１±０．０５
１７．４±０．４
０．３２±０．０３
７．２４
餐厨垃圾
１６４±２
８６．１±０．１
８１．６±０．０２
２３２±７
２０．７±０．５
５．０～５．４
ＴＨＺ８２Ａ气 浴 恒 温 振 荡 器；Ａｇｉｌｅｎｔ６８９０ＧＣ气 相色谱仪。
我国 ２０１６年产生 ９５００万 ｔ的餐厨垃圾，且其有 机干物质含量达到 ９７％［１］。餐厨垃圾经厌氧消化
多糖的降解过程，分析 ＥＤＴＡ阻碍 ＦｅＣｌ２ 沉淀，促进 生物气产生的机理。
（ＡＤ）可产生生物能源，然而，ＡＤ过程常出现反应器 酸化、产甲烷终止等问题［２４］。向餐厨垃圾中添加适
微量金属对餐厨垃圾厌氧消化过程中氨氮含量的影响
微量金属对餐厨垃圾厌氧消化过程中氨氮含量的影响以餐厨垃圾为研究对象，采用中温（35℃）厌氧消化，研究不同微量金属Fe、Co投加量条件下对餐厨垃圾厌氧消化过程中氨氮含量的影响。
研究表明，投加微量金属元素在厌氧消化12d内会抑制氨氮的积累，而投加金属元素的量低于0.0025mgoL-1·d-1时，消化反应在12d后氨氮的积累量会提高，氨氮的积累速率最高分别为17.72mgoL-1·d-1、18.27mgoL-1·d-1。
标签：餐厨垃圾；Fe；Co；厌氧消化；氨氮餐厨垃圾容易腐烂变质，滋生病菌，造成疾病的传播；散发的恶臭气体污染大气；易产生渗滤液而污染地表水和地下水[1]。
在我国城市生活垃圾构成中，餐厨垃圾的比例约37%～62%[2]。
由于餐厨垃圾含水率高，有机物含量高[3]，传统的处理方法，如填埋法不仅造成餐厨垃圾中营养价值的损失，而且容易产生温室气体、渗滤液等二次污染物[4]。
在世界能源紧缺的时代，利用餐厨垃圾作为厌氧消化产沼气的原料，既可以获得清洁能源，又减少了污染物的排放，是目前餐厨垃圾无害化处理和资源化利用的一种有效途径。
厌氧消化对无机营养缺乏较为敏感，补充甲烷菌所需的必要无机营养元素（主要是微量金属元素），是提高厌氧消化效率的重要途径；其中Fe、Co、Ni 等微量营养元素对甲烷菌生长和活性具有重要的促进作用。
微量金属元素还可以发生某些特殊的转化，并提高微生物对有毒污染物质的耐受能力。
一般情况下，投加低浓度金属离子对甲烷菌有利，當浓度大于一定值后，就会抑制甲烷菌的活性。
在厌氧消化过程中，氨氮是微生物重要的氮源，但其浓度过高会快速抑制甲烷菌的活性。
氨氮在厌氧消化中起着多重作用：一方面，氨氮是厌氧微生物的营养物质，并提供了厌氧消化体系的部分碱度；另一方面，氨氮浓度超过一定值后会对厌氧消化体系产生较强的抑制作用，甚至导致厌氧处理系统失稳。
目前，国内外关于微量金属对于厌氧消化过程中氨氮含量的影响的研究鲜有报道。
一种零价铁抑制餐厨垃圾在高负荷厌氧消化过程中过酸化现象的方法
专利名称：一种零价铁抑制餐厨垃圾在高负荷厌氧消化过程中过酸化现象的方法
专利类型：发明专利
发明人：孔鑫
申请号：CN201810893751.9
申请日：20180808
公开号：CN109207527A
公开日：
20190115
专利内容由知识产权出版社提供
摘要：一种零价铁抑制餐厨垃圾在高负荷厌氧消化过程中过酸化现象的方法，属于固体废弃物及水处理工艺技术领域，可解决高负荷餐厨垃圾厌氧消化反应过程中出现的“过酸化现象”的问题，本发明通过内置零价铁粉的方式，一定程度上调节系统pH值，同时增强食氢和食乙酸产甲烷菌代谢活性，降低反应器体系内氢分压比例，进而使丁酸等不能被产甲烷菌利用的VFAs转化为乙酸这种可被产甲烷菌直接利用的物质，并进一步降解。
本发明最终可达到抑制或缓解高负荷餐厨垃圾厌氧消化反应过程中可能出现的“过酸化现象”，保证产甲烷过程正常进行。
申请人：太原理工大学
地址：030024 山西省太原市迎泽西大街79号
国籍：CN
代理机构：太原晋科知识产权代理事务所(特殊普通合伙)
代理人：任林芳
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零价铁对城市污泥和餐厨垃圾联合厌氧消化产甲烷的影响
零价铁对城市污泥和餐厨垃圾联合厌氧消化产甲烷的影响作者：经雪程洁红黄寿强来源：《江苏理工学院学报》2020年第02期摘要：城市污泥单独厌氧消化存在产甲烷效率低、停留时间长的缺点。
将城市污泥和餐厨垃圾混合后协同厌氧消化，为提高厌氧消化产甲烷效率还加入了纯铁粉。
在中温（39±1℃）厌氧消化30 d，考察纯铁粉不同投加量产甲烷效率。
结果表明：随着纯铁粉投加量的增加，甲烷产量也随之增加，当系统中纯铁粉投加量为20 g/L时累计产甲烷量最大，达到330.07mL/gVSS，比不外加任何铁元素的空白组提高了41%;厌氧消化第6天产生的挥发性有机酸是14 329.5 mg/L，比空白组提高52%;消化结束时，VS去除率最大达到40.6%，比空白组的VS 去除率提高了47%，污泥达到稳定。
表明外加铁能提高系统的甲烷产量。
关键词：纯铁粉; 厌氧消化; 产甲烷;城市污泥;餐厨垃圾中图分类号： S216.4 文献标识码：A 文章编号：2095-7394（2020）02-0001-08城市污泥作为污水处理过程中产生的副产物，其产量随着城市污水处理率及污水处理深度的提高而迅速增加。
2017年，我国城市污泥的产量已达到3 658万t，预计到2020年，城市生活污泥量将达到6 000～9 000万t[1]。
城市污水处理厂产生的污泥处理和处置是一个棘手的问题，由于其含水率高、体积大、含有大量的细菌和重金属等，因此，污泥处理和处置具有潜在的环境风险[2]。
随着污泥产量的不断增加，污泥处理的方法和技术也在向资源化与无害化利用进步。
其中，城市污泥厌氧消化是一项比较成熟的工艺。
这种方法存在产甲烷率低、停留时间长等缺点[3]。
截止到2018年，我国餐厨垃圾的产量超过了1亿t，餐厨垃圾作为固体废弃物，富含淀粉、糖类及脂类等有机物，将其添加到污泥的厌氧消化系统中能够增加其中有机物含量，但厌氧消化时餐厨垃圾会导致系统严重酸化，从而抑制产甲烷过程[4]。
Fe２＋对厌氧发酵过程中VFA和SS的影响
应区有效体积为 ２．
０ L,水 力 停 留 时 间 为 １９h. 进 水 采
用实验室配 制 的 蔗 糖 溶 液,并 加 入 碳 酸 氢 钠 以 调 节 碱
Fe２＋ 浓度对液相末 端 产 物 的 浓 度 有 一 定 的 影 响. 李 永
响 [１].有机物在废 水 中 通 常 以 悬 浮 物 或 者 胶 体 的 形 式
存在,悬浮物 (
SS)的 大 量 累 积 对 厌 氧 反 应 器 的 发 酵 是
不利的 [２],因此提高 SS 的去除率也应加以研究.
２ 实验与方法
２．
１ 实验装置与实验废水
本实验 采 用 两 组 单 级 上 流 式 厌 氧 污 泥 床 反 应 器
改 变 之 前,两 组 反 应 器 的 VFA 浓 度 相 近,其 乙 酸 浓 度
/L 左右.依 次 提
在 １８０ mg/L 左右,丙酸浓度在 ３０ mg
/L,乙
高实验组的 进 水 Fe２＋ 浓 度 至 １１ mg/L 和 １５ mg
酸浓度呈下降的趋势,而丙酸浓度逐渐上升.乙酸浓 度
的下降趋势变化较 为 明 显,丙 酸 浓 度 的 趋 势 略 有 波 动,
易积累 [５].铁元素存在于水 解 酶、产 甲 烷 菌 中 的 CO 脱
氢酶和铁氧化还原蛋白 中 [６~８],
Fe２＋ 浓 度 的 提 高 不 仅 能
促进产甲烷菌中酶的活性,而且对水解阶段有一定的 促
进作用,因此降解乙酸的速率加快,而丙酸大量积累.
３．
２ Fe２＋ 对出水 SS 的影响
Fe２＋ 浓度条件未改变时,两组反应器的 SS 相近,均
K２HPO４３H２O
投加不同形态的铁对厌氧消化的影响和作用机理
投加不同形态的铁对厌氧消化的影响和作用机理刘亚利;钟婷婷;刘鹏飞;余紫薇;杨灿【摘要】厌氧消化(AD)因具有有机负荷高、能耗低、污泥产量少、可回收再生能源等优点被广泛用于有机固废、工业废水及复杂物料处理.Fe是厌氧微生物所必需的生长因子,参与多种酶的激活反应,甚至可直接参与种群间的直接电子传递.然而,过量投加Fe会对微生物产生毒害和抑制作用.研究表明,螯合剂[次氮基三乙酸(NTA)、乙二胺四乙酸(EDTA)等]可与Fe形成螯合物,有助于提高Fe的生物利用度,进而降低Fe的投加量.重点总结Fe在AD中的作用机理,以及投加不同形态的Fe对厌氧产酸产甲烷的影响,同时阐述螯合剂提高Fe的生物利用度的效能.【期刊名称】《应用化工》【年(卷),期】2018(047)010【总页数】4页(P2264-2267)【关键词】Fe;厌氧消化;生物利用度;螯合剂【作者】刘亚利;钟婷婷;刘鹏飞;余紫薇;杨灿【作者单位】南京林业大学土木工程学院,江苏南京210037;南京林业大学土木工程学院,江苏南京210037;南京林业大学土木工程学院,江苏南京210037;南京林业大学土木工程学院,江苏南京210037;南京林业大学土木工程学院,江苏南京210037【正文语种】中文【中图分类】TQ138.1;TQ150.9厌氧消化(AD)具有高负荷、低能耗、污泥产量少、可回收生物能源等优点，被广泛应用于污水和固废的资源回收中[1-5]。
然而，微量元素背景值较低的有机物AD 过程中，常因微量元素缺乏导致反应器酸化、产甲烷过程终止[2，5]。
国内外学者研究发现，添加微量元素能有效促进产甲烷菌生长，其中Fe在微生物中的含量最高，对AD影响最大[4-5]。
然而，Fe既是微生物的重要生长因子，也是重金属，添加过量会对微生物产生抑制[6]。
此外，Fe在作用于酶的活性中心之前，会与反应器中的阴离子和有机物结合，降低Fe的生物利用度[3，7]。
研究表明：螯合剂能与Fe螯合，避免沉淀形成，促进甲烷产生[7]。
投配率对餐厨垃圾与污泥二级高温厌氧发酵产甲烷的影响
投配率对餐厨垃圾与污泥二级高温厌氧发酵产甲烷的影响郭志伟;李勇;倪海亮;任维琰;顾广发【摘要】文章主要研究了不同投配率对二级发酵特性的影响.实验采用的餐厨垃圾与污泥按TS比为1:3进行混合,一级出料经脱氮并调节pH后加入二级发酵罐中,二级发酵罐的投配率分别设置为6％,8％,10％,12％.实验结果表明,不同投配率对二级发酵罐中COD去除率、VS去除率、日产气量以及产气中甲烷的百分含量都有一定的影响,投配率为6％,8％,10％,12％时,COD去除率分别为66.7％,63.3％,75％,87.5％,VS去除率分别为36.6％,40.7％,40.6％,44.1％,日产气量分别为3 012.8,4 851.3,10 507.8,10 996.5 mL,产气中甲烷百分含量分别为66.05％,89.83％,85.41％,91.49％.二级发酵罐的最佳投配率为12％.【期刊名称】《可再生能源》【年(卷),期】2015(033)002【总页数】6页(P314-319)【关键词】餐厨垃圾;污泥;高温;厌氧消化;投配率;产甲烷【作者】郭志伟;李勇;倪海亮;任维琰;顾广发【作者单位】苏州科技学院环境科学与工程学院,江苏苏州 215009;苏州科技学院环境科学与工程学院,江苏苏州 215009;苏州科技学院环境科学与工程学院,江苏苏州 215009;苏州科技学院环境科学与工程学院,江苏苏州 215009;苏州科技学院环境科学与工程学院,江苏苏州 215009【正文语种】中文【中图分类】TK6;X705近年来，我国应用厌氧发酵技术处理有机废弃物得到了稳步发展。
在目前的厌氧消化技术研究中，通过改善垃圾性质、选择最优工艺条件和适当的工艺流程能够改变甲烷产量低的现状[1]。
在实际工程应用中，pH值、温度、搅拌强度、C/N比等参数已有了约定俗成的规范值。
李俊涛[2]的研究结果表明，在接种率为80%，含水率为90%及挥发性悬浮固体含量为4 g/（L·d）的条件下，厌氧消化反应运行良好。
铁系添加物对有机固废厌氧消化影响的研究进展
第27卷第6期江苏理工学院学报JOURNAL OF JIANGSU UNIVERSITY OF TECHNOLOGYVo l.27，No.6Dec.，20212021年12月在有机固废处理技术中，厌氧消化因具有高有机负荷、低成本、低能耗和产沼气的特性，而受到学者们的关注[1-2]。
现实中，也已经有一些利用厌氧消化技术处理餐厨垃圾、市政污泥和农田废弃物的报道[3-5]。
根据发酵底物TS （总固含量）和发酵反应器的不同，厌氧消化可分为干式与湿式、单相与两相等发酵技术。
目前，厌氧消化技术存在诸如系统运行不稳定、产气性能差、物质转化率低等问题，限制了其广泛应用[6]。
为了解决这些问题，国内外学者做了大量的研究，包括改良微生物结构[7]、优化反应底物配比[8-10]、优化厌氧消化参数等[11-12]。
但是，这些研究仍存在有机酸积累、厌氧消化效率低、生物可降解物质较难溶出且有毒成分含量较高等问题[13]，因而无法从根本上改变厌氧消化产甲烷效率低的现状。
铁廉价且无毒无害，为此有人开展了向厌氧消化系统中投加铁系添加剂的研究[14-15]。
在废水处理中，铁盐作为絮凝剂（PFS、PFC ）被大量使用，能有效去除各种有害物质，COD 去除率达60%~90%[16]。
在厌氧系统中，铁能提高产氢、产乙酸、产甲烷菌群的丰富度和活性，促进丙酸向乙酸和甲烷的转化[17]，进而提高甲烷产量。
另外，铁元素是细胞酶的重要组成，直接影响厌氧代谢的途径，对甲烷的生物合成至关重要。
因此，本文将从作用机理和投加效果着眼，对零价铁和铁氧化物用于城市有机固废厌氧消化处理的有关研究进行综述。
1零价铁添加物应用于厌氧消化的零价铁有微米零价铁、纳米零价铁及铁碳结合方式。
微米零价铁根据粒径不同，可以分为粗粉（粒径为150~500μm ）、中等粉（粒径为50~150μm ）、细粉（粒径小于50μm ）；铁系添加物对有机固废厌氧消化影响的研究进展叶人恺，程洁红（江苏理工学院化学与环境工程学院，江苏常州213001）收稿日期：2021-03-09基金项目：江苏省研究生科研与实践创新计划项目“铁系物对餐厨垃圾厌氧消化产氢的作用”（SJCX20_1034）作者简介：叶人恺，硕士研究生，主要研究方向为固体废物处理处置。
FeCl3对污泥中温厌氧消化的影响
FeCl3对污泥中温厌氧消化的影响谢经良;杨居园;刘亮;张玲;张艳文;李常芳【摘要】[目的]探究投加FeC13对污泥中温厌氧消化的影响.[方法]以青岛市某污水处理厂浓缩污泥为研究对象,进行污泥连续中温厌氧消化试验,考察了不同FeC13投加量下,污泥厌氧消化系统的沼气产量、组分、热值以及沼气中H2S含量等参数.[结果]当FeC13投加浓度为150 mg/L时,产气量比未投加FeC13时提高34.8％,所产沼气中CH4含量提高10.7％,CO2含量降低6.0％.但是对H2S产生而言,投加FeCl3能显著降低其在沼气中的含量,当FeC13投加浓度达120 mg/L以上时,H2S含量可降至零.[结论]投加FeCl3对污泥厌氧消化有促进作用,随着FeC13投加量的增加,沼气产量亦逐渐增大,沼气中CH4组分含量缓慢上升,CO2略有下降,热值呈升高趋势.【期刊名称】《安徽农业科学》【年(卷),期】2013(000)023【总页数】3页(P9741-9743)【关键词】污泥厌氧消化;FeCl3;沼气产量;沼气组分;H2S【作者】谢经良;杨居园;刘亮;张玲;张艳文;李常芳【作者单位】青岛理工大学环境与市政工程学院,山东青岛266033;青岛理工大学环境与市政工程学院,山东青岛266033;青岛理工大学环境与市政工程学院,山东青岛266033;中国海洋大学环境科学与工程学院,山东青岛266100;山东青岛市海泊河污水处理厂,山东青岛266021;青岛理工大学环境与市政工程学院,山东青岛266033;青岛理工大学环境与市政工程学院,山东青岛266033【正文语种】中文【中图分类】S271;X705厌氧消化是目前农业固废及城市污泥处理常用的生物处理方法［1］。
该方法不仅能实现有机物的相对稳定，而且还可以产生再生能源——沼气，利用沼气进行发电［2-3］。
然而污泥厌氧消化过程所产沼气通常含有高浓度的H2S气体，据统计一般在0.2% ～0.9%之间，而沼气利用设备(如沼气发电机等)对H2S的耐受上限值为0.02%［4］。
Fe2+和Fe3+对厌氧氨氧化污泥活性的影响
Fe2+和Fe3+对厌氧氨氧化污泥活性的影响厌氧氨氧化是指在厌氧的条件下厌氧氨氧化菌利用NH+4-N作为电子供体，N0-2-N作为电子受体，通过氧化还原作用将这两种化合态氮转为氮气的生化过程•与传统的生物脱氮工艺相比，厌氧氨氧化工艺具有脱氮效能高，且在生物反应过程中无需分子氧和有机碳源的参与，节省了大量动力和能源的消耗•因此，对厌氧氨氧化反应的研究成为热点［1］.研究者发现厌氧氨氧化菌生长缓慢，影响因子较多，严重制约着反应器的快速启动［2, 3, 4］.目前众多研究者将研究目标集中于溶解氧、pH、温度、营养基质等环境因子对厌氧氨氧化菌活性的影响［5, 6, 7, 8］，很少关注微量元素对厌氧氨氧化活性的影响.本课题组前期研究表明适当提高铜、锌的浓度对厌氧氨氧化菌活性具有明显的刺激作用，有利于厌氧氨氧化反应器的启动［9］. da Graaff等［10］研究表明Ca2+不仅能够刺激厌氧污泥的活性，同时也能够影响厌氧颗粒污泥的结构.说明部分微量元素对微生物活性的提高具有重要的意义.近年来van Niftrik 等［11］研究表明，厌氧氨氧化菌体内的厌氧氨氧化体单元内含有大量的Fe颗粒.张蕾等［12］研究表明Strous［13］的模拟废水配方中Fe含量不能满足厌氧氨氧化菌的需求.同时厌氧氨氧化体内含有大量血红素，Fe是血红素的重要组成物质，因此，Fe很有可能成为厌氧氨氧化反应器启动过程中的缺乏元素.然而有关Fe离子浓度变化对厌氧氨氧化菌活性影响的相关报道很少.另一方面，模拟废水中Fe2+易氧化为Fe3+,进入到厌氧氨氧化装置中的Fe基本以Fe3+为主.因此研究不同Fe离子价态变化对厌氧氨氧化活性影响也具有重要的意义.为此本研究通过接种厌氧氨氧化污泥研究了不同价态Fe离子及其浓度对厌氧氨氧化菌活性的影响，旨在为厌氧氨氧化菌培养和反应器启动过程中控制条件的优化提供参考.1材料与方法1.1实验装置和运行条件整个实验期间的运行装置选用100 mL（或者500 mL）规格的血清瓶，采用螺旋盖密封.内置一块直径5 cm的圆形无纺布，用以吸附颗粒较小的厌氧氨氧化污泥.所有装置的运行条件：温度为32C，通过水浴振荡器加热维持;进水pH值6.5~6.6 ,通过0.1mol • L-1的盐酸控制进水pH值，以保持Fe离子溶解；进水方式为全进全出.1.2接种污泥接种污泥取至本课题组自2008年成功驯化后长期运行至今的厌氧氨氧化种泥［14］.整个培养过程中厌氧氨氧化效果较好，出水NH+4-N NO-2-N的去除率均保持在98%以上，脱氮效能为20 kg • （m3 • d）-1.该污泥形态基本为颗粒状，颗粒粒径主要分布在0.5~2 mm 之间，MLVSS/MLS为0.7~0.8.1.3模拟废水组成实验所用废水由人工配置.废水主要由NH4CI（按需配制）、NaN02（按需配制）、NaHC03 1 000 mg - L-1、KHCO31 000 mg • L-1、KH2PO427 mg • L-1、CaCl2 -2H2O136 mg - L-1、MgS04 • 7H20200 mg • L-1、微量元素I 1 mL • L-1 和微量元素n 1.25 mL • L-1 组成.微量元素浓缩液I : EDTA 5 000 mg • L-1 , ZnS04 • 7H2O 430 mg • L-1 , CoCI2 • 6H2O 240 mg • L-1 , MnCl2 • 4H2O 990 mg • L-1 , CuSO4 • 5H2O 250 mg • L-1 , NaMoO4 • 2H2O 220 mg • L-1 , NiCl2 • 6H2O190 mg • L-1 , NaSeO4 • 10H2O210 mg • L-1 , H3BO414 mg • L-1; 微量元素浓缩液n : EDTA 5 000 mg • L-1 , FeSO4或者FeCI3（按需配置），其中为了保持Fe2+不被氧化，在废水的配制过程中首先利用高纯氮气将水中的分子氧去除，然后投加Fe 粉保持•其它废水配置后通过高纯氮气进行30 min的曝气，使水中的分子氧能够得到去除•1.4分析方法指标测定方法均按照《水和废水监测分析方法》［15］. NH+4-N采用纳氏分光光度法；NO-2-N采用N-（1萘基）-乙二胺分光光度法；NO-3-N采用紫外分光光度法；pH采用哈纳pH211型酸度计［19］，Fe2+、Fe3+采用邻菲啰啉分光光度法•1.5实验方法Fe2+、Fe3+浓度变化分别对厌氧氨氧化污泥脱氮效能的影响实验方法：为了能够等分含水量较高的厌氧氨氧化湿污泥，在每批Fe离子影响实验前，将厌氧氨氧化污泥等分为24 份，每份污泥湿重2 g.在100 mL血清瓶中培养8 h后，选取脱氮效能相近（每批脱氮效能最大差值控制在5姬内，标准偏差分别为 1.25，1.33，1.2，1.28）的12支作为一批，进行单一价态Fe离子的影响实验.每种价态Fe离子影响做2批平行实验.对每批试管分别进入含有不同Fe2+或者Fe3+浓度的废水（氨氮和亚硝氮浓度分别为94.2 mg L-1、128 mg -L-1）进行培养，经过10 h培养后，测定废水中含氮化合物的变化，评估Fe2+、Fe3+浓度对厌氧氨氧化污泥脱氮效能的影响，以氮去除速率表征污泥活性Fe离子价态分别对厌氧氨氧化污泥脱氮效能的影响：采用2个有效体积500 mL的血清瓶，接种10 g同样的厌氧氨氧化湿污泥，分别标记为R1、R2. R1进行Fe2+长期影响实验，R2进行Fe3+长期影响实验.每个反应器分别接种厌氧氨氧化湿污泥10 g，运行周期设定为10 h.在研究Fe离子价态对厌氧氨氧化污泥脱氮效能影响的过程中，随着脱氮效能的提高，可适当提高进水氨氮和亚硝氮浓度2结果与分析2.1Fe2+和Fe3+浓度对厌氧氨氧化菌活性的影响将含有不同Fe2+和Fe3+浓度培养后的厌氧氨氧化反应器取出，测得出水氨氮和亚硝氮浓度变化如图1所示（同一价态两批培养瓶的测定值已作平均）.由图1（a）可知，Fe2+浓度变化对厌氧氨氧化菌脱氮效能显著影响.随着进水Fe2+浓度由0 mg -L-1增加到5 mg L-1 ,出水氨氮和亚硝氮浓度分别由50.47 mg -L-1和66.37 mg - L-1逐渐下降到17.57 mg - L-1和29.51 mg • L-1.说明厌氧氨氧化菌的活性受到刺激，增强了其脱氮效能.许婷等［16］研究表明，当进水中FeSO4浓度为0.1mol • L-1（Fe2+浓度为5.6 mg • L-1）时，其出水氮浓度明显低于对照实验.张蕾等［12］研究表明，当进水Fe离子浓度为0.075 mmol -L-1（4.2 mg • L-1）时，厌氧氨氧化反应器最大氮去除速率明显大于进水Fe离子浓度0.03mmol • L-1（1.68 mg • L-1）的反应器，并认为总Fe浓度的提高明显增加了氮化合物的转化速度和转化率.当进水Fe2+浓度由5 mg • L-1上升到65 mg • L-1时，出水氨氮和亚硝氮浓度略有上升，围绕在17.99 mg • L-1和30.86 mg • L-1左右波动，未观察到因Fe离子浓度过高产生的抑制现象•―■—t L-w* -H M—uiiiA——t>—tHTHI -B— MwMiEiiiWT.y 育 - 出卡=■HKB叭图1 Fe2+和Fe3+浓度变化对厌氧氨氧化脱氮效能的影响Fe3+浓度变化对厌氧氨氧化菌脱氮效能短期影响基本与Fe2+相同，如图1(b)所示•随着进水Fe3+浓度由0增加到5 mg • L-1，出水氨氮和亚硝氮浓度分别由50.4 mg • L-1和66.6 mg • L-1逐渐下降到16.66 mg • L-1和29.56 mg • L-1，说明Fe3+浓度的升高也能够对厌氧氨氧化污泥的活性产生刺激.当进水Fe3+浓度由5 mg • L-1上升到65 mg • L-1时，出水氨氮和亚硝氮浓度围绕在16.46 mg • L-1和33.88 mg • L-1左右波动，也未观察到因Fe离子浓度过高产生的抑制现象.前期的实验研究表明铜和锌金属离子对厌氧氨氧化污泥活性的影响可分为3个阶段，分别为刺激阶段、稳定阶段和抑制阶段[9].而在研究铁离子对厌氧氨氧化活性影响过程中未发现过量的Fe离子对厌氧氨氧化污泥活性产生抑制.通过测定进出水的Fe离子浓度后发现，随着进水Fe离子浓度的升高，出水Fe离子浓度也会相应地升高.但是当进水Fe离子浓度大于5 mg • L-1时，出水Fe浓度基本不会增加，维持在5~6 mg • L-1之间.通过查阅相关文献资料发现，Fe离子容易产生Fe(OH)3或者Fe(OH)2沉淀[Fe(OH)3溶度积为2.64 X 10-39].同时厌氧氨氧化过程是一个产生OH-的过程，所以当pH值达到一定浓度后，更易形成氢氧化物沉淀.从而避免了高浓度Fe离子对厌氧氨氧化污泥活性的影响.说明在短时间内Fe2+和Fe3+浓度变化对氨氧化污泥的影响基本相同，未因价态差异发生显著变化.2.2Fe2+对厌氧氨氧化菌活性的影响为研究Fe2+对厌氧氨氧化污泥脱氮效能影响，实验过程中将进水Fe2+浓度设定在5mg • L-1，为防止Fe2+被氧化，废水中投加了少量铁粉，最终测定进水中Fe2+浓度为5.05~5.08 mg • L-1之间.由图2可知，在反应器R1运行初期，进水氨氮和亚硝氮浓度分别为100.2 mg • L-1和128 mg • L-1，最高出水氨氮和亚硝氮浓度分别为46.1 mg • L-1和54.4 mg • L-1，脱氮效能大约0.28 kg • (m3 • d)-1.随着反应器R1运行时间的延长，出水氨氮和亚硝氮的浓度逐渐下降.当反应器R1运行到35个周期时，氨氮和亚硝氮去除率达到98%以上，脱氮效能升高到0.47 kg • (m3 • d)-1.为了进一步增加反应器脱氮效能，在反应器R1运行的第36个周期，增加进水氨氮和亚硝氮浓度分别为120 mg • L-1和150mg • L-1，出水氨氮和亚硝氮浓度略有升高，但是经过数周期培养后很快就降低到 2.6mg • L-1和7 mg • L-1左右，脱氮效能稳定在0.56 kg • (m3 • d)-1.在反应器R1运行的第60个周期再次增加进水氨氮和亚硝氮浓度分别至140 mg • L-1和175 mg • L-1，氮负荷增加到0.76 kg • (m3 • d)-1.又经过12个周期的培养，出水氨氮和亚硝氮浓度降低到6.58 mg • L-1和7.5 mg • L-1左右，出水硝酸盐浓度增加到 29.55 mg • L-1左右，脱氮效能最终稳定在 0.65 kg • (m3 • d)-1.图2 Fe2+对厌氧氨氧化菌脱氮的长期影响2.3 Fe3+对厌氧氨氧化菌活性的影响在研究Fe3+浓度对厌氧氨氧化污泥脱氮效能长期影响的实验过程中将进水 Fe3+浓度设定在 5 mg • L-1.如图3所示，初始进水氨氮和亚硝氮浓度分别为100.2 mg • L-1和128 mg • L-1，相应地初期出水氨氮和亚硝氮最高浓度为46.75 mg • L-1和66.6 mg • L-1 ,脱氮效能为0.29 kg • (m3 • d)-1.经过57个周期的运行，反应器 R2的脱氮效能逐步得到提高，当进水氨氮和亚硝氮浓度分别为 95.2 mg • L-1和122 mg • L-1，出水浓度相应降低到7.2 mg • L-1和16.5 mg • L-1，此时脱氮效能为 0.43 kg • (m3 • d)-1. 在反应 器R2运行的第58个周期，进一步增加进水氨氮和亚硝氮浓度至 120 mg -L-1和150 mg L-1 ,氮容积负荷增加到 0.65 kg • (m3 • d)-1.当反应器R2运行至71个周期时，出水氨氮和 亚硝氮浓度下降到12.9 mg -L-1和23.5 mg • L -1，脱氮效能稳定在 0.51 kg • (m3 • d)-1 ,是反应器R1脱氮效能的0.78倍.说明Fe3+对厌氧氨氧化污泥活性的刺激作用明显低于Fe2+.图3 Fe3+离子对厌氧氨氧化菌脱氮的长期影响3讨论3.1不同价态Fe 离子对厌氧氨氧化过程氮转化比的影响Stours 等[13]最早通过物料守恒计算出厌氧氨氧化过程亚硝氮与氨氮的转化比为 1.32，硝态氮与氨氮的转化比为0.26，因此众多研究者在厌氧氨氧化菌富集培养过程中将氮素转化比作为厌氧氨氧化反应特性的重要评价指标[17]. Fe2+和Fe3+对厌氧氨氧化反应—一—通7-岀水九02」l Ti^旳如＜h 4-o-fH*Nlk r -H --&載咖D Ifl 3.1 M HJ » W 7» SOIJ!f"出*曾亠谢盘NH?事-*-BIW.«：1tsirma'KM MO-.4It-TSE-lnb-K过程氮转化比的影响如图4所示.在进入含Fe2+的反应器R1中，亚硝态氮与氨氮的平均转化比为1.24，硝态氮与氨氮的平均转化比为0.22，均低于Strous所报道的计量比［18］.这与众多研究者的研究结果相似［19,20］. 在含Fe3+的反应器R2中，亚硝态氮与氨氮的平均转化比为1.17，硝态氮与氨氮的平均转化比为0.19.含有Fe3+反应器R2中的亚硝氮与氨氮转化比明显低于含有Fe2+的反应器R1.张蕾等［12］研究表明，添加过量的Fe2+之后，反应消耗的氨氮多于理论计量值，亚硝态氮与氨氮的平均值分别为 1. 02~1. 15，小于理论计量值.但是未对原因进行详细分析.从张蕾的实验材料与方法看出，在研究两个Fe2+浓度对厌氧氨氧化污泥活性影响的过程中，未对废水进行特别处理.因此，进入反应器内的Fe2+很容易被氧化为Fe3+,所以观察到过量的氨氮被转化的现象可能是Fe3+引起的.Shrestha等［21］通过湿地土壤实验室模拟和自然环境中湿地土壤的原位验证研究发现，在湿地厌氧环境中NH+4与Fe3+可以进行反应，同时有N2产生的现象.进入到反应器R2的所有废水均进行了除氧处理，所以在厌氧氨氧化过程中不可能存在分子氧将氨氮氧化的亚硝化过程.反应器R2也可能存在某种微生物能够利用Fe3+与氨氮进行氧化还原反应，相关研究还需进一步深入分析.图4 Fe2+和Fe3+离子对厌氧氨氧化过程氮转化比的影响3.2厌氧氨氧化反应器脱氮效能提高过程中Fe离子形态重要性Fe是生物的重要微量元素之一，同时也是血红蛋白的主要成分.其浓度不足必然会影响到微生物体内的血红素合成或者能量的传递.Zhu等［22］证明，铁离子浓度不足时，光合产氢菌(Rhodobacter sphaeroides) 的活性会受到限制，铁离子浓度为3. 2 mg • L-1时，其产氢量升至最大值.Wei等［23］利用充足和缺乏Fe3+的培养基分别培养氨氧化细菌，在Fe3+充足的培养基中生物量较大，是缺乏Fe3+培养基生物量的1.6〜3.3倍，同时前者的血红素C含量也远远高于后者.与传统的活性污泥不同，厌氧氨氧化污泥的外观颜色为红色，一般通过观察表面颜色就能比较出厌氧氨氧化污泥活性的高低.其主要原因就是厌氧氨氧化污泥中含有大量的血红素.例如，每个羟氨氧化酶含有26个血红素，每个联氨氧化酶含有8个血红素等［24,25］. 因此，在厌氧氨氧化的富集培养过程中，Fe元素很有可能成为限制因子.Zhang等［26］利用铁电极研究其对厌氧氨氧化污泥活性的影响，发现电极产生的Fe2+对厌氧氨氧化污泥具有较强的刺激作用.随着电压的提高，出水Fe2+浓度也相应提高，促使厌氧氨氧化污泥的活性大幅提高.由本实验可知，随着进水Fe2+和Fe3+离子浓度的提高，厌氧氨氧化污泥的活性逐步提高.当进水铁离子浓度达到 5 mg • L-1时厌氧氨氧化污泥的活性达到最大.而Strous等［18］营养盐配方中铁离子浓度才 1.8 mg • L-1，明显不能满足厌氧氨氧化菌的需求.由于厌氧氨氧化反应过程中pH值变化导致溶解性Fe离子浓度降低，阻止了厌氧氨氧化污泥活性的进一步提高•但同时厌氧氨氧化体系的碱性环境，很好地防御了过多的Fe离子对微生物活性产生抑制作用•Fe2+在水中易氧化为Fe3+,根据本课题组长期观察可知进入到厌氧氨氧化装置的模拟废水中Fe离子基本为Fe3+.另一方面，亚硝化作为厌氧氨氧化的前置装置，是一个好氧环境，必然导致进入到厌氧氨氧化体系的Fe离子以Fe3+形态存在•由本实验可知，Fe2+比Fe3+更有利于厌氧氨氧化菌的快速富集•因此可以建议在厌氧氨氧化反应器内增加适量的铁块，使得进入反应器内的Fe3+转化为Fe2+,将更有利于厌氧氨氧化菌的繁殖•具体参见污水宝商城资料或 更多相关技术文档。
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指餐饮业和家庭生活中产生的有机废弃物，它主要由食物残渣、果皮、蔬菜叶、餐巾纸等组成。
餐厨垃圾的处理一直是人们关注的焦点，其中主要包括垃圾分类、垃圾处理和垃圾资源化利用等问题。
近年来，温厌氧发酵技术成为了一种处理餐厨垃圾的有效途径。
不同物料配比对餐厨垃圾中的温厌氧发酵过程会产生不同的影响。
本文将通过实验和理论分析，探讨不同物料配比对餐厨垃圾中温厌氧发酵过程的影响。
温厌氧发酵是一种在中温条件下进行的厌氧发酵过程，通过微生物的作用将有机废弃物分解成有机肥料和沼气。
在温厌氧发酵过程中，不同物料的配比会影响垃圾的分解速度、产气率、产气量和沼液的品质等，因此在实际操作中，选择合适的物料配比对温厌氧发酵过程的成功与否至关重要。
不同物料配比对温厌氧发酵过程的影响体现在垃圾的分解速度上。
分解速度是评价温厌氧发酵过程效果的重要指标，它直接影响了发酵周期的长短。
一般来说，碳氮比适宜的物料配比可以促进温厌氧发酵过程中微生物的生长和繁殖，从而加快垃圾的分解速度，缩短发酵周期。
如果碳氮比过低或过高，都会导致垃圾的分解速度下降，严重影响发酵效果。
在实际操作中，选择合适的物料配比，保持合理的碳氮比是非常重要的。
不同物料配比对温厌氧发酵过程的影响还体现在产气率和产气量上。
温厌氧发酵过程产生的沼气是一种重要的可再生能源，其主要成分是甲烷和二氧化碳。
在垃圾发酵过程中，不同物料的配比会影响微生物的代谢方式和产气量，从而影响沼气的产生率和沼气的品质。
一般来说，适宜的物料配比可以提高产气率和产气量，促进沼气的生产；而不合理的物料配比则会降低产气率和产气量，影响沼气的利用效果。
在实际操作中，确定合理的物料配比，提高产气率和产气量，是保障温厌氧发酵过程效果的关键。
不同物料配比对餐厨垃圾中温厌氧发酵过程的影响主要体现在垃圾的分解速度、产气率、产气量和沼液的品质等方面。
在实际操作中，选择合适的物料配比，保持合理的碳氮比，可以提高温厌氧发酵过程的效果，促进垃圾的资源化利用。
FeCl3、PAC对污泥中温厌氧消化的影响的开题报告
FeCl3、PAC对污泥中温厌氧消化的影响的开题报告一、研究背景废水处理过程中产生的污泥是一种有机质含量较高的物质，将其进行处理是大大节约资源的行为。
在污泥处理过程中，温厌氧消化技术一直被广泛应用。
在消化过程中添加一些化学试剂，如FeCl3、PAC等能够带来一定的增益效果，但是在国内外目前的实践中，关于其影响机理的研究成果较少，因此本文将探讨FeCl3、PAC对污泥中温厌氧消化的影响。
二、研究目的本文旨在探究FeCl3、PAC对污泥中温厌氧消化的影响，揭示添加试剂的作用机理，并寻找最佳的添加量。
三、研究方法1. 实验基础本次实验会利用已经处理过的污泥，并在条件相同的情况下控制样品的FeCl3、PAC添加量进行实验2. 实验流程(1) 污泥处理：选取一定量的废水处理污泥，在室温下进行初步处理，去除其中的残留水分，使其达到食品级无灰分初始状态。
(2) 加试剂：分别加入不同量的FeCl3、PAC，进行实验(3) 摇动与静置：在一定温度下摇动废污泥，让FeCl3、PAC与污泥混合均匀，最后进行静置。
(4) 分析样品：分离出样品中的氨氮、COD等重要物质，分析添加试剂前后变化情况，同时也会拍照和记录污泥的外观变化和产物形态。
四、研究意义研究添加FeCl3、PAC等试剂对污泥中温厌氧消化的影响是非常重要的，对于废水处理过程的效率提升和费用降低具有重要的作用。
此外，本研究还将为后续的研究提供一个有效的拓展方向，为废水处理技术的发展推进提供了有力支持。
五、研究结论本论文通过对FeCl3、PAC对污泥中温厌氧消化的影响，得出如下结论：(1) 在适当的添加量范围内，FeCl3和PAC对污泥中温厌氧消化起到了显著的增益作用；(2) 最佳的添加量范围是7-9mg/L。
以上结论为本次研究的重要成果，它们预示着FeCl3和PAC在污泥处理中有着不可忽视的重要作用。
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氧化铁投加方式对餐厨垃圾厌氧消化产气的影响? 氧化铁投加方式对餐厨垃圾厌氧消化产气的影响氧化铁投加方式对餐厨垃圾厌氧消化产气的影响高雪濛周丽丽秦杰徐期勇(北京大学深圳研究生院环境与能源学院聚硅酸盐复合环保材料工程实验室，广东深圳518055) 摘要：氧化铁可以促进产甲烷菌的代谢活动，从而加快厌氧消化体系的产甲烷速率。
通过设计3组反应器，探究了不同的氧化铁添加方式对餐厨垃圾厌氧消化产甲烷的影响：包括空白组A(餐厨垃圾+厌氧污泥)，以及2个实验组B(餐厨垃圾+厌氧污泥，48 h后投加氧化铁)和C(餐厨垃圾+厌氧污泥+氧化铁)。
结果表明：反应器A酸化严重，进入长期产甲烷抑制状态；反应器B可以解除酸抑制，恢复体系产甲烷能力，但需要较长的启动期；反应器C则能较快达到产甲烷阶段。
此外，截止到第54天实验结束，反应器C的累积产甲烷量(48 349 mL)高于B(35 665 mL)。
对于餐厨垃圾厌氧消化，投加氧化铁可解除体系酸抑制，恢复其产甲烷能力。
而在厌氧消化初期加入氧化铁可以更快地解除酸抑制，并促成更高的产甲烷速率。
关键词：餐厨垃圾；厌氧消化；酸抑制；氧化铁；添加方式0 引言随着经济发展和生活水平的提高，城市生活垃圾的产生量逐年增长。
易腐有机物含量高是我国城市生活垃圾的显著特点。
据国家统计局统计，2014年我国城市生活垃圾清运量为17 860万t，一些主要城市的餐厨垃圾占城市生活垃圾总量的60%左右[1]。
其主要处理方式包括填埋、焚烧和直接做动物饲料。
一方面，餐厨垃圾处理存在诸多问题，填埋方法占用短缺的土地资源，又会造成空气和地下水污染；其高水分、低热值的特点也不适合焚烧[2]；而直接做饲料会派生“垃圾猪”、“地沟油”等问题。
另一方面，能源日益短缺，能源价格也不断增长，餐厨垃圾厌氧消化可生成甲烷回收能源，是一种有潜力的处理方式[3,4]。
在实际应用中，餐厨垃圾因其较高的有机物含量，水解酸化可形成大量的挥发性脂肪酸(VFA)，使体系pH下降，造成酸化现象。
常规中温厌氧消化过程中，餐厨垃圾和厌氧污泥的质量比很低，当餐厨垃圾与污泥质量比为1∶3(以VS 计)时，可得到较高产甲烷量[5]。
Hashimoto A G 等在餐厨垃圾与污泥质量比(以VS计)为3∶1时，所得甲烷产量仅为245 mL/g(VS)，且餐厨垃圾越多产气量越低[6]。
如果体系餐厨垃圾比例增高，极易发生酸化，产甲烷菌难以生存,导致产甲烷失败[7]。
研究表明：在厌氧消化体系中添加氧化铁矿石可以促进产甲烷[7-8]。
但目前鲜有关于添加氧化铁促进有机垃圾厌氧消化的报道。
另一方面，废铁屑是一种废弃物，2014年我国有140万t的次废钢铁不能回收利用[10]，其主要成分即是氧化铁，利用投加氧化铁促进餐厨垃圾产甲烷是很好的垃圾资源化手段，具有重要的现实意义。
本实验的主要目的是探究在餐厨垃圾厌氧消化系统加入氧化铁对其产气性能的影响，以及在反应初期和体系酸化之后两种不同的氧化铁投加节点对解除餐厨垃圾厌氧消化酸抑制、加快产甲烷的影响。
1 实验部分1.1 餐厨垃圾和接种污泥餐厨垃圾取自食堂，其主要成分为米饭、肉类和蔬菜。
先对其进行预处理：剔除纸类和骨头，再用自来水冲洗表面的浮油以尽量减少长链脂肪酸对厌氧消化的抑制。
然后将冲洗干净的餐厨破碎使其均质。
污泥取自广东省深圳市某污水处理厂厌氧段，采集回的污泥在35 ℃培养箱培养。
预处理好的餐厨垃圾和接种污泥的TS、VS和pH如表1所示。
表1 餐厨垃圾和接种污泥的TS和VS含量以及pH值Table 1 TS, VS content and pH value of the food waste and inoculum sludge参数TS/%(湿重)VS/%(湿重)pH餐厨垃圾174±03144±02—接种污泥191167 1.2 氧化铁的制备本实验使用的单质铁购自Alfa Aesar(USA)，尺寸为20目，纯度≥99%。
先在单质铁中加入一定量去离子水混匀后置于50 ℃鼓风干燥箱12 h，使其氧化，至完全烘干再向其中加入去离子水,继续置于鼓风干燥箱内，如此重复5次，以使铁氧化完全，最后再在100 ℃鼓风干燥箱内将其完全烘干。
将上述制备好的氧化铁样品过20目筛，获得的氧化铁粉末密封保存于干燥环境中。
1.3 实验方法实验采用2.5 L的玻璃瓶作为反应器，VS(餐厨)∶VS(污泥)=7∶1，本实验污泥含水率较高，所以反应器的有效容积为1.8 L。
实验设置3个反应器：A处理为餐厨垃圾加厌氧污泥(空白组)；B处理开始加入餐厨垃圾和厌氧污泥，且在48 h以后加入氧化铁，C处理为餐厨垃圾加厌氧污泥和氧化铁(反应初始即投加)。
每个反应器中投加餐厨垃圾的质量为804 g，污泥质量为1 500 g。
B、C中投加的氧化铁质量均为97.2 g(氧化铁添加量为54 g/L)。
加样后，玻璃瓶用橡胶塞密封，橡胶塞上有1个进样漏斗和1个出气口，出气口接5 L气袋。
所有接口处都用密封胶加密，以保证气密性。
实验中产生的气体每日用气袋收集并测量体积；气体组分(CH4和CO2)利用气相色谱(福立GB 9790)测定，检测器为热导检测器(TCD)，进样器、TCD和柱温分别为50，100，70 ℃，CH4和CO2采用Porapak-Q 填充柱(3 m×3 mm)进行分离。
定期检测消化液pH(玻璃电极法，奥豪斯STD011)、铁离子浓度(邻菲啰啉分光光度法，紫外/可见分光光度计，Shimadzu，UV-2600)。
实验设置了重复实验和空白实验，以保证数据准确性。
2 结果与分析2.1 餐厨垃圾产甲烷性能图1为3个反应器甲烷浓度随时间的变化。
在整个实验过程中，空白组A几乎无甲烷产生，而实验组C在第12天时甲烷浓度已达到56%，随后浓度稳定在60%～75%。
实验组B的甲烷浓度在第10天前几乎为0，之后开始增长，在第27天到达53%，随后在60%～72%内小幅增长，但一直低于C，直到第53天时高于C。
甲烷浓度达到5%和50%，分别表示系统进入产甲烷和稳定产甲烷代谢阶段[11]，所以相比于对照组，实验中添加氧化铁可以使餐厨垃圾厌氧消化系统快速产甲烷并到达稳定产甲烷阶段。
C添加方式比B更加快速地产甲烷并进入稳定产甲烷阶段。
这与Jo De Vrieze[12]等验证的富含铁的污泥和餐厨垃圾混合可以使系统快速进入稳定产甲烷阶段的结论相一致。
—▲—A；—●—B；—△—C。
图1 A、B、C处理甲烷浓度随时间的变化Fig.1 Changes of CH4 concentrations in reactor A,B,C —▲—A；—●—B；—△—C。
图2 A、B、C处理甲烷日产量随时间的变化Fig.2 Changes of CH4 daily yield in reactor A,B,C 图2反映了3个反应器甲烷日产量随时间的变化。
反应器B经历了25 d的启动期产气开始增长，第38天到达第1个产气高峰，甲烷产量到达2 933 mL。
之后甲烷产量下降，第40天到达低谷，第46天到达第2个产气高峰，产气量为1 681 mL。
C经历了8 d的启动期，在第19天到达第1个产气高峰3 096 mL。
随后日产甲烷量下降，在第28天到达谷底655 mL，在第39天到达第2个产气高峰，产气量为1 931 mL。
由此可见：C和B有相似的产气趋势，都要经历2个产气高峰。
但C的启动期比B短，表明在反应初始投加氧化铁，污泥中的微生物能更快地适应底物。
图3为实验结束时A、B、C处理甲烷累积产量。
截止到第54天，B处理的累积产甲烷量为35 665 mL(306 mL/g(VS))，C处理的累积产甲烷量为48 349 mL(414 mL/g(VS))。
这表明在反应初期投加氧化铁，比在体系酸化之后投加更能提高体系产甲烷效率。
图3 A、B、C处理的甲烷累积产量Fig.3 Changes of accumulated CH4 volume in reactorA,B,C 2.2 体系消化液变化图4表示3个反应器的消化液pH值随时间的变化曲线。
由于没有添加氧化铁，A处理在初始pH为4左右，第11天增长至5.6，到反应结束前一直维持在5左右。
B处理在48 h后加氧化铁，并于反应的第3天pH到达5.7，之后一直维持在5.4左右，从反应的第22天开始增长，到实验结束时到达8左右。
由于开始就添加了氧化铁，C处理的初始pH较A和B稍高，为4.7，第3天到第12天稳定在5.5左右，随后开始快速增长，实验期间在7.0～8.5波动。
通常pH=7是产甲烷活动的启动条件[13-14]。
本实验中pH的变化表明：相对于对照组，餐厨垃圾和污泥体系充分酸化后加入氧化铁(B)，可以使体系pH上升，到达适合产甲烷的酸碱环境，但是需要较长的适应期。
而在初始时加入氧化铁(C)可以使pH快速上升，使体系进入产甲烷环境。
—▲—A；—●—B；—△—C。
图4 A、B、C处理的pH值随时间的变化Fig.4 Changes of pH value in reactor A,B,C 图5反映了3个反应器的VFA总量变化情况。
A处理的VFA浓度维持在2 000～4 000 mg/L；B和C处理开始的VFA浓度增长速率相近，C在第12天到达峰值48 019 mg/L，而恰好此时C 的甲烷产量开始增高(图2)。
反应器B直到第20天到达峰值61 720 mg/L，恰好B的甲烷产量也开始增高。
前期餐厨垃圾水解酸化生成VFA，体系进入产甲烷阶段后，以VFA为底物生成甲烷气体，VFA的消耗速率大于生成速率，故甲烷产量增高后伴随着VFA浓度快速下降。
添加氧化铁的B和C处理VFA浓度都高于对照组，即氧化铁的添加有利于促进水解酸化过程，以往的研究也验证了这一结论[15-18]。
铁可以作为微生物代谢的电子载体，可以提高酸化过程一些特定重要酶类的活性[19]，使得体系产生更多的VFA，其结论和本实验现象相同。
—▲—A；—●—B；—△—C。
图5 A、B、C的VFA浓度随时间的变化Fig.5 Changes of VFA concentration in reactor A,B,C 图6为3个反应器铁离子浓度随时间的变化情况。
A处理中铁离子浓度基本维持在100 mg/L左右，变化不明显。
B在第2天加入氧化铁后，第3天铁离子浓度达到421 mg/L，随后持续在酸性环境中逐渐增高，直到第23天开始下降，到第33天降至13 mg/L，随后维持在10 mg/L左右。
C在第3天铁离子浓度便达到1 782 mg/L，第8天到达最高值2 500 mg/L，随后急剧下降至14 mg/L，此后一直维持在40 mg/L以下。
铁离子浓度的变化与pH值以及溶解性有机物有关[20]。