Table 3Methane generations in selec

Table 3
Methane generations in selected literature.
Type of wastes Operations Accumulative methane generation References
Food waste: wasted office paper: 2.4:1 Aerobic pretreatment for 90 d and 45 d 28 L/kg-dry waste Gerassimidou et al.
58 L/kg-dry waste (2013)
Partly degraded MSW from a 30-year old landfill cell H2O2 and manganese peroxidase 39.4 L/kg-dry waste Hettiaratchi et al.
(2014)
Organic solid waste Alkalinity addition 19–23 L/kg-wet waste Ag˘dag˘ and Sponza
(2005)
OFMSW Aerobic pretreatment 30–60 L/kg-wet waste Charles et al.
(2009)
MSW without bulky wastes and recyclable materials Leachate recirculation and supplemental
water addition
54.9 L/kg-dry waste Sanphoti et al.
(2006)
60% Organic, 20% paper, 15% plastics and 5% textile Leachate recirculation and sludge addition 47.5–84.7 L/kg-dry waste Alkaabi et al.
(2009)
Typical compositions of MSW in Shanghai Leachate pretreatment 20–37 L/kg-dry waste He et al. (2007)
Organic 69%, paper 7%, cloth 8%, plastic 7%, metal 1%,
stone 7% and glass 1%
Leachate recirculation and anaerobic digested
sludge addition
132 L/kgVS Mali Sandip et al.
(2012)
Composted MSW Aerobic pretreatment 110 L/kg-dry waste Mansour et al.
(2012)
Typical compositions of MSW in Shenzhen Aerobic pretreatment 133.4 and 113.2 L/kgVS (85 and 72 L/
kg-dry waste)
In this study
Q. Xu et al. / Waste Management 41 (2015) 94–100 97
and 113.2 L CH4/kgvs (72 L CH4/kg-dry waste) were generated in C1
and C2, respectively. The results were comparable with the previous
studies listed in Table 3. Methane generation was reported
to range from 20 to 110 L CH4/kg-dry waste. The variation of
methane generation mainly resulted from the differences of waste
compositions and reactor operations.
3.3. Waste degradation and settlement
Waste settlement is an important indicator of the degree of
waste stabilization. The reduction of waste mass could be reflected
by the increase of waste settlement, which has been explained by
first order reaction kinetics (Hettiarachchi et al., 2003). Fig. 4
shows the settlement of each bioreactor. As presented in Fig. 4,
the initial settlement variation was about 5–8% for the first week
in all bioreactors. Settlement continued as waste degraded in C1
and C2. The highest degree of settlement was achieved in C2. By
the end of the experiment, the settlement of A1, C1, and C2 was
10%, 15%, and 22%, respectively.
The VS values of waste samples from each bioreactor was presented
in Fig. 5(a). Compared to the initial VS of fresh waste
(64%), the VS of waste in A1 was 59% after 300-day operation,
indicating little biodegradable waste was decomposed during the
experiment. Due to the top layer aeration, the VS greatly decreased
in hybrid bioreactors. The VS values of waste samples from the top
layers (29% in C1, 15% in C2) were lower than those from the bottom
layers (33% in C1, 36% in C2). As expected, high aeration frequency
caused more waste biodegradation in the top layer of C2,
resulting in lower VS value than that of C1. Fig. 5(b) shows the picture
of all reactors after the thermal insulation cover was removed.
It was observed that considerable amounts of waste in C1 and C2
turned its color to black, indicating reduced conditions, while the
waste in A1 remained its original color.
4. Discussion
4.1. Effects of aerobic–anaerobic mode
Results from this study revealed that aerobic–anaerobic mode
could improve degradation rate and effectively accelerate methane
production, which were in accordance with previous research
(Cheunbarn and Pagilla, 2000; Charles et al., 2009; Pagilla et al.,
2000; Xu et al., 2014; Zitomer and Shrout, 1998). Lim et al.
(2014) reported that aeration could change the structure of microbial
community and increase the diversity of bacterial population,
resulting in higher hydrolysis rates as compared to the anaerobic
reactor. Compared to the initial concentration of COD in reactor
C1 and C2, the COD removal efficiency was about 91%. C2 with high
aeration frequency generally had higher NH3–N concentrations
and quicker increase rate than C1 with low aeration frequency.
The results indicated that the aeration facilitated ammonification
process and resulted in increasing NH3–N concentration of leachate.
It might suggest that increasing aeration resulted in enhancing
the degradation of proteins. However, during the aeration, the
amount of air injected was not sufficient to reduce the NH3–N concentrations
of the leachate though nitrification–denitrification process.
Consequently, the concentrations of NH3–N continued to
increase in C1 and C2.
During the whole experiment, methane was not observed in A1,
which could largely be attributed to the acidogenic conditions as
shown in Fig. 2(a). However, methanogenic conditions in C1 and
C2 quickly developed after aeration stopped even though no seed
inoculum was added into each reactor. It was indicated that
anaerobic microorganisms could survive and be protected to some
0 50 100 150 200 250 300
25
20
15
10
5
0
Settlement (%

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ตารางที่ 3รุ่นมีเทนในเลือกวรรณคดีชนิดของเสียดำเนินการสะสมแก๊สมีเทนรุ่นอ้างอิงอาหารขยะ: สูญเสียเอกสาร office: 2.4:1 pretreatment แอโรบิกสำหรับ 90 d และ d 45 28 L กิโลกรัม-แห้งเสีย Gerassimidou et al58 L กิโลกรัม-แห้งเสีย (2013)บางส่วนเสื่อมโทรมขยะฝังกลบเซลล์ 30 - ปี H2O2 และแมงกานีสฮอส 39.4 L กิโลกรัม-แห้งเสีย Hettiaratchi et al(2014)นอกจากสภาพด่างอินทรีย์แข็งเสีย L 19-23 กิโลกรัม-เปียกเสีย Ag˘dag˘ และ Sponza(2005)OFMSW แอโรบิกสวยงามมากกว่า L 30 – 60 กิโลกรัม-เปียกเสียชาร์ลส์ et al(2009)ขยะไม่เสียขนาดใหญ่และวัสดุรีไซเคิล Leachate เวียน และเพิ่มเติมนอกจากน้ำ54.9 L/kg-แห้งเสีย Sanphoti et al(2006)60% อินทรีย์ กระดาษ 20%, 15% พลาสติก และสิ่งทอ 5% เพิ่มการไหลเวียนและตะกอน Leachate 47.5-84.7 L กิโลกรัม-แห้งเสีย Alkaabi et al(2009)องค์ประกอบทั่วไปของขยะในเซี่ยงไฮ้ Leachate สวยงามมากกว่า L 20 – 37 กิโลกรัม-แห้งเสียเขา et al. (2007)อินทรีย์ 69% กระดาษพลาสติก 7%, 7%, 8% ผ้า โลหะ 1%หิน 7% และ% 1 แก้วหมุนเวียน leachate และไม่ใช้ออกซิเจนในการย่อยสลายนอกจากนี้ตะกอน132 L/kgVS มาลี Sandip et al(2012)หมักขยะแอโรบิกสวยงามมากกว่า 110 L กิโลกรัม-แห้งเสีย Mansour et al(2012)องค์ประกอบทั่วไปของขยะในเซินเจิ้นแอโรบิก 133.4 สวยงามมากกว่าและ 113.2 L/kgVS (85 และ 72 L /กก.แห้งเสีย)ในการศึกษานี้Q. Xu ร้อยเอ็ด / 41 การจัดการของเสีย (2015) 97 94 – 100และสร้างขึ้นใน C1 113.2 L CH4/kgvs (72 L CH4/กก. แห้งเสีย)และ C2 ตามลำดับ ผลลัพธ์ได้เทียบกับก่อนหน้านี้การศึกษาแสดงในตารางที่ 3 รายงานการสร้างก๊าซมีเทนช่วง 20 ถึง 110 L CH4/กก. แห้งเสีย การเปลี่ยนแปลงของสร้างมีเทนส่วนใหญ่เกิดจากความแตกต่างของเสียองค์ประกอบและการดำเนินการเครื่องปฏิกรณ์3.3. ขยะย่อยสลายและการชำระเงินการชำระเงินเสียเป็นตัวบ่งชี้ระดับความสำคัญเสียเสถียรภาพ การลดของเสียจำนวนมากอาจมีผลจากการเพิ่มขึ้นของการจ่ายเงินเสีย ซึ่งมีการอธิบายความครั้งแรก สั่งจลนพลศาสตร์ปฏิกิริยา (Hettiarachchi et al. 2003) รูป 4แสดงการชำระเงินของแต่ละถังปฏิกรณ์ชีวภาพ ตามที่แสดงในรูป 4การเปลี่ยนแปลงเริ่มต้นชำระได้ประมาณ 5-8% สำหรับสัปดาห์แรกใน bioreactors ทั้งหมด การชำระเงินยังคงเป็นของเสียที่ลดลงใน C1และ C2 ระดับสูงสุดของการชำระเงินสำเร็จใน C2 โดยตอนท้ายของการทดสอบ การชำระเงิน ของ A1, C1, C2 ได้10%, 15% และ 22% ตามลำดับค่า VS ของเสียตัวอย่างจากแต่ละถังปฏิกรณ์ชีวภาพถูกนำเสนอในรูปเผยอ เมื่อเทียบกับ VS ต้นขยะสด(64%), เทียบกับของเสียใน A1 เป็น 59% หลังจากดำเนินการ 300 วันระบุน้อยย่อยสลายได้ขยะถูกย่อยสลายในระหว่างการทดลอง เนื่องจากอากาศชั้นบน VS การลดลงอย่างมากในไฮบริ bioreactors ค่า VS ของเสียตัวอย่างจากด้านบนชั้น (29% ใน C1, 15% C2) คนที่ต่ำกว่าด้านล่างชั้น (33% ใน C1, 36% C2) ความถี่ของอากาศที่คาดไว้ สูงcaused more waste biodegradation in the top layer of C2,resulting in lower VS value than that of C1. Fig. 5(b) shows the pictureof all reactors after the thermal insulation cover was removed.It was observed that considerable amounts of waste in C1 and C2turned its color to black, indicating reduced conditions, while thewaste in A1 remained its original color.4. Discussion4.1. Effects of aerobic–anaerobic modeResults from this study revealed that aerobic–anaerobic modecould improve degradation rate and effectively accelerate methaneproduction, which were in accordance with previous research(Cheunbarn and Pagilla, 2000; Charles et al., 2009; Pagilla et al.,2000; Xu et al., 2014; Zitomer and Shrout, 1998). Lim et al.(2014) reported that aeration could change the structure of microbialcommunity and increase the diversity of bacterial population,resulting in higher hydrolysis rates as compared to the anaerobicreactor. Compared to the initial concentration of COD in reactorC1 and C2, the COD removal efficiency was about 91%. C2 with highaeration frequency generally had higher NH3–N concentrationsand quicker increase rate than C1 with low aeration frequency.The results indicated that the aeration facilitated ammonificationprocess and resulted in increasing NH3–N concentration of leachate.It might suggest that increasing aeration resulted in enhancingthe degradation of proteins. However, during the aeration, theamount of air injected was not sufficient to reduce the NH3–N concentrationsof the leachate though nitrification–denitrification process.Consequently, the concentrations of NH3–N continued toincrease in C1 and C2.During the whole experiment, methane was not observed in A1,which could largely be attributed to the acidogenic conditions asshown in Fig. 2(a). However, methanogenic conditions in C1 andC2 quickly developed after aeration stopped even though no seedinoculum was added into each reactor. It was indicated thatanaerobic microorganisms could survive and be protected to some0 50 100 150 200 250 3002520151050Settlement (%

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

ตารางที่ 3
ชั่วอายุก๊าซมีเทนในวรรณคดีเลือก.
ประเภทของเสียการดำเนินงานสะสมการเกิดก๊าซมีเทนอ้างอิง
เศษอาหาร: การสูญเสียกระดาษสำนักงาน: 2.4: 1. แอโรบิกการปรับสภาพเป็นเวลา 90 วันและ 45 D 28 L / กก. แห้งเสีย Gerassimidou et al,
58 L / kg- ขยะแห้ง (2013)
เสื่อมโทรมบางส่วนขยะจาก 30 ปี H2O2 มือถือเก่าที่ฝังกลบและแมงกานีส peroxidase 39.4 L / กก. เสียแห้ง Hettiaratchi et al.
(2014)
อินทรีย์ขยะมูลฝอยด่างนอกจากนี้วันที่ 19-23 L / กก. เปียก AG เสีย dag และ Sponza
(2005)
OFMSW แอโรบิกการปรับสภาพ 30-60 L / กก. ขยะเปียกชาร์ลส์ et al.
(2009)
ขยะโดยไม่ต้องเสียขนาดใหญ่และวัสดุรีไซเคิลหมุนเวียนน้ำชะขยะและเสริม
นอกจากนี้น้ำ
54.9 ลิตร / กก. แห้งเสีย Sanphoti et al,
(2006)
60% ชีวจิต, กระดาษ 20%, 15% พลาสติกและ 5% การหมุนเวียนน้ำชะขยะสิ่งทอและต่อเติมกากตะกอน 47.5-84.7 L / กก. เสียแห้ง Alkaabi et al.
(2009)
องค์ประกอบทั่วไปของขยะในเซี่ยงไฮ้ปรับสภาพน้ำชะขยะ 20-37 L / กก. เสียแห้งเขา et al, (2007)
อินทรีย์ 69%, กระดาษ 7% ผ้า 8% พลาสติก 7% โลหะ 1%,
หิน 7% และแก้ว 1%
การหมุนเวียนน้ำชะขยะและแบบไม่ใช้ออกซิเจนย่อย
นอกจากตะกอน
132 L / kgVS มาลี Sandip et al.
(2012)
หมัก แอโรบิกการปรับสภาพขยะ 110 ลิตร / กก. เสียแห้ง Mansour et al.
(2012)
องค์ประกอบทั่วไปของขยะในเซินเจิ้นแอโรบิก 133.4 และ 113.2 L / kgVS ปรับสภาพ (85 และ 72 L /
เสียกิโลกรัมแห้ง)
ในการศึกษานี้
Q. Xu et al, / การจัดการของเสียที่ 41 (2015) 94-100 97
และ 113.2 L CH4 / kgvs (72 L CH4 / กก. เสียแห้ง) ได้รับการสร้างขึ้นใน C1
และ C2 ตามลำดับ ผลการวิจัยพบเทียบเคียงกับก่อนหน้านี้
การศึกษาที่ระบุไว้ในตารางที่ 3 การเกิดก๊าซมีเทนมีรายงาน
ในช่วง 20-110 L CH4 / กก. เสียแห้ง รูปแบบของ
การเกิดก๊าซมีเทนส่วนใหญ่เป็นผลมาจากความแตกต่างของเสีย
องค์ประกอบและการดำเนินงานของเครื่องปฏิกรณ์.
3.3 การย่อยสลายของเสียและการตั้งถิ่นฐาน
การตั้งถิ่นฐานของเสียเป็นตัวบ่งชี้สำคัญของการศึกษาระดับปริญญาของ
การรักษาเสถียรภาพของเสีย การลดลงของมวลขยะอาจจะสะท้อนให้เห็น
จากการเพิ่มขึ้นของการตั้งถิ่นฐานของเสียซึ่งได้รับการอธิบายโดย
สั่งซื้อครั้งแรกปฏิกิริยาจลนพลศาสตร์ (Hettiarachchi et al., 2003) มะเดื่อ. 4
แสดงให้เห็นถึงการตั้งถิ่นฐานของแต่ละเครื่องปฏิกรณ์ชีวภาพ ตามที่นำเสนอในรูป 4
รูปแบบการตั้งถิ่นฐานแรกคือประมาณ 5-8% สำหรับสัปดาห์แรก
ในถังหมักทั้งหมด การตั้งถิ่นฐานยังคงเป็นของเสียย่อยสลายใน C1
และ C2 ระดับสูงสุดของการตั้งถิ่นฐานก็ประสบความสำเร็จใน C2 โดย
ในตอนท้ายของการทดลองการตั้งถิ่นฐานของ A1, C1, C2 และเป็น
10%, 15% และ 22% ตามลำดับ.
ค่า VS ตัวอย่างของเสียออกจากแต่ละเครื่องปฏิกรณ์ชีวภาพที่ถูกนำเสนอ
ในรูป 5 (ก) เมื่อเทียบกับครั้งแรกของเสีย VS สด
(64%) มี VS ของเสียใน A1 เป็น 59% หลังจากการดำเนินการ 300 วัน
แสดงให้เห็นเสียย่อยสลายน้อยถูกย่อยสลายในช่วง
ทดลอง เนื่องจากการเติมอากาศชั้นบนมี VS ลดลงอย่างมาก
ในเครื่องปฏิกรณ์ชีวภาพไฮบริด ค่า VS ตัวอย่างของเสียจากด้านบน
ชั้น (29% ใน C1, 15% ใน C2) ต่ำกว่าผู้ที่มาจากด้านล่าง
ชั้น (33% ใน C1, 36% ใน C2) เป็นที่คาดหวังความถี่เติมอากาศสูง
ที่เกิดจากการย่อยสลายของเสียมากขึ้นในชั้นบนสุดของ C2,
ส่งผลให้มูลค่า VS ต่ำกว่าที่ของ C1 มะเดื่อ. 5 (ข) แสดงให้เห็นภาพ
ของเครื่องปฏิกรณ์ทั้งหมดหลังจากฝาครอบฉนวนกันความร้อนจะถูกลบออก.
มันถูกตั้งข้อสังเกตว่าจำนวนมากของเสียใน C1 และ C2
หันสีของมันเป็นสีดำแสดงให้เห็นสภาพที่ลดลงในขณะที่
ของเสียใน A1 ยังคงสีเดิม
4 การอภิปราย
4.1 ผลกระทบของโหมดแอโรบิก-anaerobic
ผลจากการศึกษาพบว่าโหมดแอโรบิก-แบบไม่ใช้ออกซิเจน
สามารถปรับปรุงอัตราการย่อยสลายและมีประสิทธิภาพเร่งมีเทน
ผลิตซึ่งสอดคล้องกับงานวิจัยก่อนหน้า
(Cheunbarn และ Pagilla 2000; ชาร์ลส์ et al, 2009;. Pagilla et al, .
2000 Xu et al, 2014;. Zitomer และ Shrout, 1998) Lim et al.
(2014) รายงานว่าการเติมอากาศอาจมีการเปลี่ยนแปลงโครงสร้างของจุลินทรีย์
ชุมชนและเพิ่มความหลากหลายของประชากรของเชื้อแบคทีเรียที่
ทำให้เกิดการย่อยสลายในอัตราที่สูงขึ้นเมื่อเทียบกับออกซิเจน
เครื่องปฏิกรณ์ เมื่อเทียบกับความเข้มข้นเริ่มต้นของซีโอดีในเครื่องปฏิกรณ์
C1 และ C2, ประสิทธิภาพในการกำจัดซีโอดีคือประมาณ 91% C2 สูง
ความถี่เติมอากาศโดยทั่วไปมีความเข้มข้น NH3-N ที่สูงขึ้น
และเร็วขึ้นเพิ่มอัตรากว่า C1 มีความถี่ในการเติมอากาศต่ำ.
ผลการวิจัยพบว่าการเติมอากาศอำนวยความสะดวก ammonification
กระบวนการและส่งผลในการเพิ่มความเข้มข้นของ NH3-N ของน้ำชะขยะ.
มันอาจจะชี้ให้เห็นว่าการเพิ่มการเติมอากาศส่งผลให้ ในการเสริมสร้าง
การย่อยสลายของโปรตีน อย่างไรก็ตามในระหว่างการเติมอากาศที่
ปริมาณของอากาศฉีดไม่เพียงพอที่จะลดความเข้มข้นของ NH3-N
ของน้ำชะขยะแม้ว่ากระบวนการไนตริฟิเค-denitrification ได้.
ดังนั้นความเข้มข้นของ NH3-N ยังคง
เพิ่มขึ้นใน C1 และ C2.
ในระหว่างการทดลองทั้งหมด ก๊าซมีเทนก็ไม่ได้สังเกตใน A1,
ซึ่งอาจเป็นส่วนใหญ่นำมาประกอบกับเงื่อนไข acidogenic เป็น
ที่แสดงในรูป 2 (ก) อย่างไรก็ตามเงื่อนไขมีเทนใน C1 และ
C2 พัฒนาอย่างรวดเร็วหลังจากการเติมอากาศหยุดแม้ว่าจะไม่มีเมล็ด
เชื้อถูกเพิ่มเข้าไปในแต่ละเครื่องปฏิกรณ์ มันก็แสดงให้เห็นว่า
เชื้อจุลินทรีย์ที่ไม่ใช้ออกซิเจนสามารถอยู่รอดและได้รับการคุ้มครองบาง
0 50 100 150 200 300 250
25
20
15
10
5
0
ส่วนต่าง (%