Highlights•Biogas production was en

Highlights

•
Biogas production was enhanced by co-digestion of rice straw with other materials.
•
The optimal ratio of kitchen waste, pig manure and rice straw is 0.4:1.6:1.
•
The maximum biogas yield of 674.4 L/kg VS was obtained.
•
VFA inhibition occurred when kitchen waste content was more than 26%.
•
The dominant VFA were propionate and acetate in successful reactors.

Abstract

In order to investigate the effect of feedstock ratios in biogas production, anaerobic co-digestions of rice straw with kitchen waste and pig manure were carried out. A series of single-stage batch mesophilic (37 ± 1 °C) anaerobic digestions were performed at a substrate concentration of 54 g/L based on volatile solids (VS). The results showed that the optimal ratio of kitchen waste, pig manure, and rice straw was 0.4:1.6:1, for which the C/N ratio was 21.7. The methane content was 45.9–70.0% and rate of VS reduction was 55.8%. The biogas yield of 674.4 L/kg VS was higher than that of the digestion of rice straw or pig manure alone by 71.67% and 10.41%, respectively. Inhibition of biogas production by volatile fatty acids (VFA) occurred when the addition of kitchen waste was greater than 26%. The VFA analysis showed that, in the reactors that successfully produced biogas, the dominant intermediate metabolites were propionate and acetate, while they were lactic acid, acetate, and propionate in the others.

Keywords
Biogas;
Co-digestion;
Kitchen waste;
Rice straw;
Pig manure

1. Introduction

Anaerobic digestion has become an established and proven technology for the treatment of organic wastes such as municipal solid waste, industrial organic waste, animal manure, and agricultural residues. The main advantage of this process is that the product can be used as a vehicle fuel or for co-generation of electricity and heat, and thus, can lead to reductions in greenhouse gas emissions. In China, rice straw (RS) is one of the most abundant agricultural residues, with quantities estimated between 180 and 270 million tons based on dry content in 2007 (Yanli et al., 2010). Large amounts of RS, however, are burned or discarded resulting in environmental pollution. Numerous studies have been carried out using agricultural residues as mono-substrates for biogas production (Khalid et al., 2011 and Salminen and Rintala, 2002); however, the direct utilization of rice straw by microorganisms is difficult because of their unbalanced nutritional properties (C/N) and recalcitrant lignocellulosic structure (Himmel et al., 2007). Therefore, attention has been increasingly focused on improving biogas production of lignocellulosic materials through various pretreatments (Taherzadeh and Karimi, 2008).

Kitchen waste (KW) is an easily biodegradable organic matter with high moisture, carbohydrate, lipid, and protein contents. The major limitation of anaerobic digestion of KW alone is the rapid accumulation of volatile fatty acids (VFAs) followed by a pH drop in the reactor, which inhibits methanogenic bacteria (Bouallagui et al., 2005 and Misi and Forster, 2001). Thus, much effort has been invested in avoiding VFA inhibition to ensure the effective anaerobic digestion of KW; these approaches include co-digestion with dairy manure (El-Mashad and Zhang, 2010), using waste activated sludge to adjust C/N (Astals et al., 2011), adding trace elements to accelerate the growth of methanogens and methane formation (Deng and Hägg, 2010 and Qiang et al., 2012), and employing two-stage or three-stage systems (Lokshina et al., 2003).

For agricultural residues, co-digestion is considered more cost effective than pretreatments. Addition of nitrogen-rich substrates such as animal manure could balance the C/N of carbon-rich biomass (e.g., rice straw) and further increase the biogas yield and volumetric biogas production rate (Comino et al., 2010). There have been many studies on the co-digestion of KW and pig manure (PM); however, there is little information available concerning co-digestion of these two substrates with RS. The objective of this study was, therefore, to assess the feasibility of co-digestion of RS with KW and PM in terms of biogas production and system stability, as well as the potential for reducing environmental pollution and producing clean and sustainable energy.

2. Materials and methods

2.1. Collection and pretreatment of substrates and inoculums

Rice straw (RS) was obtained from a rural area in Guangzhou, China. The collected RS was chopped and then ground into small particles less than 1 mm in size. KW was collected from a university canteen and consisted mainly of residual vegetables, meat, rice, and noodles. Once collected, the waste was shredded into particles with an average size of 5.0 mm and then kept at 4 °C. Fresh pig manure (PM) was collected from a pig farm. After removing visible bristles, the PM was stored at 4 °C. The C/N ratios of RS, KW, and PM were 47.0, 14.6, and 17.2, respectively, which were all outside the optimum C/N range of 20–30 (Deublein and Steinhauser, 2008).

The residue left on a 1-mm sieve of material taken from an anaerobic digester fed with pig manure was used as the seed sludge. The characteristics of the three substrates and inoculums are listed in Table 1.

Table 1.
Main characteristics of substrates and inoculum.

Characteristic

Unit

Digested sludge

Kitchen waste

Rice straw

Pig manure

Moisture content % 95.72 79.77 6.28 72.84
Total solids (TS) %(w) 4.28 20.23 93.72 27.16
Volatile solids (VS) %(w) 2.95 18.16 83.18 20.12
VS/TS % 69 90 89 74
pH - 8.10 4.40 5.60 7.80
VFA mg L−1 2228 NA NA NA
View the MathML sourceNH4+–N mg L−1 1668 NA NA NA
Lignin %/TS NA NA 23.34 NA
Cellulose %/TS NA NA 34.96 NA
Hemicellulose %/TS NA NA 16.70 NA
TC %/TS NA 43.7 47.0 39.4
TN %/TS NA 3.0 1.0 2.3
C/N – NA 14.6 47.0 17.2
Calorific value kJ kg−1TS NA 1.36 × 104 1.58 × 104 1.63 × 104

Note: NA (no analysis), w (wet base)

Table options

2.2. Experimental design

The digester used in this study was a 2.5-L filter bottle with a working volume of 2 L and consisted of a sampling outlet, a gas sampling port, and a feed inlet. It was sealed using a rubber stopper in which there was a pipe to extract biogas. The digester was connected to a gas collection system consisting of a saturated brine displacement bottle and a brine gathering bottle. Prior to operation, the reactors were purged with nitrogen gas for 5 min to ensure anaerobic conditions. Thereafter, the digesters were placed in a water bath at 37 ± 1 °C. Each digester was manually mixed twice a day. The experiments were terminated when no significant gas production was observed.

All of the reactors were started at an initial substrate concentration of 54 g VS/L. The substrate, inoculum, and water were added according to the desired experimental conditions (Table 2). All batch digesters were run in duplicate.

Table 2.
Experimental design.

Reactors

KW:PM:RS (based on VS)

C/N of co-substrate

KW (g)

PM (g)

RS (g)

Water (g)

Inoculum (g)

Total weight (g)

A 0:2:1 21.7 0.0 358.2 43.2 398.6 1200 2000
B 0.4:1.6:1 21.2 79.1 286.6 43.2 391.1 1200 2000
C 0.8:1.2:1 20.7 158.2 214.9 43.2 383.7 1200 2000
D 1.2:0.8:1 20.2 237.4 143.3 43.2 376.2 1200 2000
E 1.6:0.4:1 19.7 316.5 71.6 43.2 368.7 1200 2000
F 2:0:1 19.2 395.6 0.0 43.2 361.2 1200 2000
G 0: 0: 1 47.0 0.0 0.0 129.5 670.5 1200 2000
H 1: 0: 0 14.6 593.4 0.0 0.0 206.6 1200 2000
I 0: 1: 0 17.2 0.0 537.3 0.0 262.7 1200 2000
Blank – – 0.0 0.0 0.0 0.0 1200 1200

Table options

2.3. Analytical methods

Total solids (TS) and total volatile solids (VS) were determined using standard techniques (APHA, 1998). Biogas production was measured by water displacement. Heat values were determined using a WGR-1 heat value analyzer made by Changsha Bente Instrument Corporation. The C/N analysis was conducted using a Vario EL element analyzer made by Elementar Analysensysteme GmbH. The pH was determined with a pHS-3C pH meter made by Shanghai Precision & Scientific Instrument Co., Ltd. Biogas analysis was performed with an Agilent 6890 GC (Agilent Technologies, USA) with a thermal conductivity detector (TCD) and a 2-m stainless column packed with Porapak Q (50/80 mesh). The operational temperatures at the injection port, column oven, and detector were 100, 70, and 150 °C, respectively. Argon was used as the carrier gas at a flow rate of 30 mL/min. Liquid samples were centrifuged at 10,000 rpm for 15 min at room temperature and filtered with a 0.45-μm membrane filter for the ammonia nitrogen and VFA concentrations analysis (Li et al., 2010). Ammonia nitrogen was measured in a HACH DR/2800 Spectrophotometer. VFA C2–C5 and alcohol concentrations of the supernatant were measured after acidification with 6-mol/L HCl using an Agilent 6820 GC equipped with a flame ionization detector (FID) and a 30 m × 0.25 mm × 0.25 μm capillary column (DB-FFAP). The temperatures of the injection port and detector were 250 °C and 300 °C, respectively. The initial temperature of the column oven was 50 °C for 5 min; this was followed by a ramp of 10 °C/min to the final temperature of 250 °C, which was then maintained for 5 min. Nitrogen was used as the carrier gas at a flow rate of 1 mL/min. Lactic acid was quantified using a high-performance liquid chromatograph (Waters 2695, USA) with a refractive index (RI) 2414 detector and a Shodex KC-811 S-DVB gel Column. 0.1% H3PO4 was used as the mobile phase at a flow rate of 0.7 mL/min at 50 °C.

Experimental data were analyzed and curves were drawn using the Origin software version 7.5.

3. Results and discussion

3.1. Biogas production

Fig. 1 illustrates the daily biogas production of reactors A, B, C, G, H, and I. Reactors A, B, and I performed successfully without inhibition by VFAs. In the other reactors, inhibition was observed at the beginning of digestion. Reactors C and G could recover by adjustment of the pH, whereas reac

Highlights

•
Biogas production was enhanced by co-digestion of rice straw with other materials.
•
The optimal ratio of kitchen waste, pig manure and rice straw is 0.4:1.6:1.
•
The maximum biogas yield of 674.4 L/kg VS was obtained.
•
VFA inhibition occurred when kitchen waste content was more than 26%.
•
The dominant VFA were propionate and acetate in successful reactors.

Abstract

In order to investigate the effect of feedstock ratios in biogas production, anaerobic co-digestions of rice straw with kitchen waste and pig manure were carried out. A series of single-stage batch mesophilic (37 ± 1 °C) anaerobic digestions were performed at a substrate concentration of 54 g/L based on volatile solids (VS). The results showed that the optimal ratio of kitchen waste, pig manure, and rice straw was 0.4:1.6:1, for which the C/N ratio was 21.7. The methane content was 45.9–70.0% and rate of VS reduction was 55.8%. The biogas yield of 674.4 L/kg VS was higher than that of the digestion of rice straw or pig manure alone by 71.67% and 10.41%, respectively. Inhibition of biogas production by volatile fatty acids (VFA) occurred when the addition of kitchen waste was greater than 26%. The VFA analysis showed that, in the reactors that successfully produced biogas, the dominant intermediate metabolites were propionate and acetate, while they were lactic acid, acetate, and propionate in the others.

Keywords
Biogas; 
Co-digestion; 
Kitchen waste; 
Rice straw; 
Pig manure

1. Introduction

Anaerobic digestion has become an established and proven technology for the treatment of organic wastes such as municipal solid waste, industrial organic waste, animal manure, and agricultural residues. The main advantage of this process is that the product can be used as a vehicle fuel or for co-generation of electricity and heat, and thus, can lead to reductions in greenhouse gas emissions. In China, rice straw (RS) is one of the most abundant agricultural residues, with quantities estimated between 180 and 270 million tons based on dry content in 2007 (Yanli et al., 2010). Large amounts of RS, however, are burned or discarded resulting in environmental pollution. Numerous studies have been carried out using agricultural residues as mono-substrates for biogas production (Khalid et al., 2011 and Salminen and Rintala, 2002); however, the direct utilization of rice straw by microorganisms is difficult because of their unbalanced nutritional properties (C/N) and recalcitrant lignocellulosic structure (Himmel et al., 2007). Therefore, attention has been increasingly focused on improving biogas production of lignocellulosic materials through various pretreatments (Taherzadeh and Karimi, 2008).

Kitchen waste (KW) is an easily biodegradable organic matter with high moisture, carbohydrate, lipid, and protein contents. The major limitation of anaerobic digestion of KW alone is the rapid accumulation of volatile fatty acids (VFAs) followed by a pH drop in the reactor, which inhibits methanogenic bacteria (Bouallagui et al., 2005 and Misi and Forster, 2001). Thus, much effort has been invested in avoiding VFA inhibition to ensure the effective anaerobic digestion of KW; these approaches include co-digestion with dairy manure (El-Mashad and Zhang, 2010), using waste activated sludge to adjust C/N (Astals et al., 2011), adding trace elements to accelerate the growth of methanogens and methane formation (Deng and Hägg, 2010 and Qiang et al., 2012), and employing two-stage or three-stage systems (Lokshina et al., 2003).

For agricultural residues, co-digestion is considered more cost effective than pretreatments. Addition of nitrogen-rich substrates such as animal manure could balance the C/N of carbon-rich biomass (e.g., rice straw) and further increase the biogas yield and volumetric biogas production rate (Comino et al., 2010). There have been many studies on the co-digestion of KW and pig manure (PM); however, there is little information available concerning co-digestion of these two substrates with RS. The objective of this study was, therefore, to assess the feasibility of co-digestion of RS with KW and PM in terms of biogas production and system stability, as well as the potential for reducing environmental pollution and producing clean and sustainable energy.

2. Materials and methods

2.1. Collection and pretreatment of substrates and inoculums

Rice straw (RS) was obtained from a rural area in Guangzhou, China. The collected RS was chopped and then ground into small particles less than 1 mm in size. KW was collected from a university canteen and consisted mainly of residual vegetables, meat, rice, and noodles. Once collected, the waste was shredded into particles with an average size of 5.0 mm and then kept at 4 °C. Fresh pig manure (PM) was collected from a pig farm. After removing visible bristles, the PM was stored at 4 °C. The C/N ratios of RS, KW, and PM were 47.0, 14.6, and 17.2, respectively, which were all outside the optimum C/N range of 20–30 (Deublein and Steinhauser, 2008).

The residue left on a 1-mm sieve of material taken from an anaerobic digester fed with pig manure was used as the seed sludge. The characteristics of the three substrates and inoculums are listed in Table 1.

Table 1. 
Main characteristics of substrates and inoculum.

Characteristic

Unit

Digested sludge

Kitchen waste

Rice straw

Pig manure

Moisture content % 95.72 79.77 6.28 72.84 
Total solids (TS) %(w) 4.28 20.23 93.72 27.16 
Volatile solids (VS) %(w) 2.95 18.16 83.18 20.12 
VS/TS % 69 90 89 74 
pH - 8.10 4.40 5.60 7.80 
VFA mg L−1 2228 NA NA NA 
View the MathML sourceNH4+–N mg L−1 1668 NA NA NA 
Lignin %/TS NA NA 23.34 NA 
Cellulose %/TS NA NA 34.96 NA 
Hemicellulose %/TS NA NA 16.70 NA 
TC %/TS NA 43.7 47.0 39.4 
TN %/TS NA 3.0 1.0 2.3 
C/N – NA 14.6 47.0 17.2 
Calorific value kJ kg−1TS NA 1.36 × 104 1.58 × 104 1.63 × 104

Note: NA (no analysis), w (wet base)

Table options

2.2. Experimental design

The digester used in this study was a 2.5-L filter bottle with a working volume of 2 L and consisted of a sampling outlet, a gas sampling port, and a feed inlet. It was sealed using a rubber stopper in which there was a pipe to extract biogas. The digester was connected to a gas collection system consisting of a saturated brine displacement bottle and a brine gathering bottle. Prior to operation, the reactors were purged with nitrogen gas for 5 min to ensure anaerobic conditions. Thereafter, the digesters were placed in a water bath at 37 ± 1 °C. Each digester was manually mixed twice a day. The experiments were terminated when no significant gas production was observed.

All of the reactors were started at an initial substrate concentration of 54 g VS/L. The substrate, inoculum, and water were added according to the desired experimental conditions (Table 2). All batch digesters were run in duplicate.

Table 2. 
Experimental design.

Reactors

KW:PM:RS (based on VS)

C/N of co-substrate

KW (g)

PM (g)

RS (g)

Water (g)

Inoculum (g)

Total weight (g)

A 0:2:1 21.7 0.0 358.2 43.2 398.6 1200 2000 
B 0.4:1.6:1 21.2 79.1 286.6 43.2 391.1 1200 2000 
C 0.8:1.2:1 20.7 158.2 214.9 43.2 383.7 1200 2000 
D 1.2:0.8:1 20.2 237.4 143.3 43.2 376.2 1200 2000 
E 1.6:0.4:1 19.7 316.5 71.6 43.2 368.7 1200 2000 
F 2:0:1 19.2 395.6 0.0 43.2 361.2 1200 2000 
G 0: 0: 1 47.0 0.0 0.0 129.5 670.5 1200 2000 
H 1: 0: 0 14.6 593.4 0.0 0.0 206.6 1200 2000 
I 0: 1: 0 17.2 0.0 537.3 0.0 262.7 1200 2000 
Blank – – 0.0 0.0 0.0 0.0 1200 1200

Table options

2.3. Analytical methods

Total solids (TS) and total volatile solids (VS) were determined using standard techniques (APHA, 1998). Biogas production was measured by water displacement. Heat values were determined using a WGR-1 heat value analyzer made by Changsha Bente Instrument Corporation. The C/N analysis was conducted using a Vario EL element analyzer made by Elementar Analysensysteme GmbH. The pH was determined with a pHS-3C pH meter made by Shanghai Precision & Scientific Instrument Co., Ltd. Biogas analysis was performed with an Agilent 6890 GC (Agilent Technologies, USA) with a thermal conductivity detector (TCD) and a 2-m stainless column packed with Porapak Q (50/80 mesh). The operational temperatures at the injection port, column oven, and detector were 100, 70, and 150 °C, respectively. Argon was used as the carrier gas at a flow rate of 30 mL/min. Liquid samples were centrifuged at 10,000 rpm for 15 min at room temperature and filtered with a 0.45-μm membrane filter for the ammonia nitrogen and VFA concentrations analysis (Li et al., 2010). Ammonia nitrogen was measured in a HACH DR/2800 Spectrophotometer. VFA C2–C5 and alcohol concentrations of the supernatant were measured after acidification with 6-mol/L HCl using an Agilent 6820 GC equipped with a flame ionization detector (FID) and a 30 m × 0.25 mm × 0.25 μm capillary column (DB-FFAP). The temperatures of the injection port and detector were 250 °C and 300 °C, respectively. The initial temperature of the column oven was 50 °C for 5 min; this was followed by a ramp of 10 °C/min to the final temperature of 250 °C, which was then maintained for 5 min. Nitrogen was used as the carrier gas at a flow rate of 1 mL/min. Lactic acid was quantified using a high-performance liquid chromatograph (Waters 2695, USA) with a refractive index (RI) 2414 detector and a Shodex KC-811 S-DVB gel Column. 0.1% H3PO4 was used as the mobile phase at a flow rate of 0.7 mL/min at 50 °C.

Experimental data were analyzed and curves were drawn using the Origin software version 7.5.

3. Results and discussion

3.1. Biogas production

Fig. 1 illustrates the daily biogas production of reactors A, B, C, G, H, and I. Reactors A, B, and I performed successfully without inhibition by VFAs. In the other reactors, inhibition was observed at the beginning of digestion. Reactors C and G could recover by adjustment of the pH, whereas reac

0/5000

จาก: -

เป็น: -

ผลลัพธ์ (ไทย) 1: [สำเนา]

คัดลอก!

ไฮไลท์•ผลิตก๊าซชีวภาพได้เพิ่มขึ้น โดยย่อยอาหารร่วมของฟางข้าวด้วยวัสดุอื่น ๆ•อัตราส่วนสูงสุดของห้องครัวเสีย หมูปุ๋ยพืชสดและข้าวฟางเป็น 0.4:1.6:1•ผลผลิตก๊าซชีวภาพสูงสุดของ 674.4 L/kg ได้รับ VS•ยับยั้งการ VFA เกิดขึ้นเมื่อเนื้อหาเสียครัว มากกว่า 26%•VFA หลักถูก propionate และ acetate ในเตาปฏิกรณ์ที่ประสบความสำเร็จบทคัดย่อเพื่อตรวจสอบผลของอัตราส่วนวัตถุดิบในการผลิตก๊าซชีวภาพ digestions ไม่ใช้ร่วมของฟางข้าวกับห้องครัว เสียและหมูมูลได้ดำเนินงาน ชุดชุดระยะเดียว mesophilic (37 ± 1 ° C) ไม่ใช้ digestions ได้ดำเนินการที่เข้มข้นในการใช้พื้นผิว 54 g/L ขึ้นอยู่กับของแข็งระเหย (VS) ผลพบว่า อัตราส่วนที่เหมาะสมของขยะครัว มูลหมู และฟางข้าว 0.4:1.6:1 ที่อัตราส่วน C/N เป็น 21.7 เนื้อหามีเทนถูก 45.9-70.0% และอัตราลด VS 55.8% นั้น ผลผลิตก๊าซชีวภาพของ 674.4 L/kg VS ได้สูงกว่าของการย่อยอาหารของข้าวฟางหรือมูลหมูเพียงอย่างเดียว โดย 71.67 และ 10.41% ตามลำดับ ยับยั้งการผลิตก๊าซชีวภาพโดยกรดไขมันระเหย (VFA) เกิดขึ้นเมื่อการเพิ่มห้องครัวเสียมากกว่า 26% การวิเคราะห์ VFA แสดงให้เห็นว่า ในเตาปฏิกรณ์ที่ผลิตก๊าซชีวภาพสำเร็จ metabolites กลางหลักถูก propionate และ acetate ในขณะที่พวกกรด acetate, propionate อื่น ๆ และคำสำคัญก๊าซชีวภาพ การย่อยอาหารร่วม ห้องครัวเสีย ข้าวฟาง มูลหมู1. บทนำไม่ใช้ย่อยอาหารได้กลายเป็น เทคโนโลยีการสร้าง และพิสูจน์สำหรับการบำบัดของเสียอินทรีย์เช่นเทศบาลขยะ ขยะอุตสาหกรรมอินทรีย์ มูลสัตว์ และตกค้างทางการเกษตร ประโยชน์หลักของกระบวนการนี้คือ ผลิตภัณฑ์สามารถใช้ เป็นเชื้อเพลิงรถ หรือสร้างกระแสไฟฟ้าและความร้อนร่วม และดังนั้น สามารถนำไปสู่การลดการปล่อยก๊าซเรือนกระจก ในประเทศจีน ฟางข้าว (RS) เป็นหนึ่งตกเกษตรอุดมสมบูรณ์มากที่สุด ปริมาณที่ประเมินระหว่าง 180 และ 270 ล้านตันตามเนื้อหาแห้งใน 2007 (Yanli et al., 2010) RS จำนวนมากจะเขียนอย่างไรก็ตาม หรือละทิ้งการเกิดมลพิษสิ่งแวดล้อม ศึกษาจำนวนมากมีการดำเนินการใช้เกษตรตกเป็นขาวดำพื้นผิวสำหรับการผลิตก๊าซชีวภาพ (คาลิด et al., 2011 และ Salminen และ Rintala, 2002); อย่างไรก็ตาม การใช้ประโยชน์โดยตรงของฟางข้าวด้วยจุลินทรีย์ได้ยากเนื่องจากความไม่สมดุลย์ทางโภชนาการคุณสมบัติ (C/N) และโครงสร้าง lignocellulosic recalcitrant (Himmel et al., 2007) ดังนั้น ความสนใจได้ถูกมากขึ้นเน้นพัฒนาผลิตก๊าซชีวภาพจากวัสดุ lignocellulosic ผ่าน pretreatments ต่าง ๆ (Taherzadeh และกะรีมีย์ 2008)ห้องครัวเสีย (KW) มีอินทรีย์ได้ มีเนื้อหาความชื้น คาร์โบไฮเดรต ไขมัน และโปรตีนสูง ข้อจำกัดหลักของการย่อยอาหารที่ไม่ใช้ออกซิเจนของกิโลวัตต์เพียงอย่างเดียวจะสะสมอย่างรวดเร็วระเหยกรดไขมัน (VFAs) ตาม ด้วยค่า pH ลดลงในเครื่องปฏิกรณ์ ซึ่งยับยั้งแบคทีเรีย methanogenic (Bouallagui et al., 2005 และ Misi และ Forster, 2001) ดังนั้น ความพยายามมากมีการลงทุนในหลีกเลี่ยง VFA ยับยั้งให้ย่อยอาหารไร้อากาศแบบประสิทธิภาพของ KW วิธีเหล่านี้รวมถึงการย่อยอาหารร่วมกับมูลโคนม (El Mashad และเตียว 2010), การใช้ตะกอนเสียเปิดใช้งานการปรับ C/N (Astals et al., 2011), เพิ่มติดตามองค์เพื่อเร่งการเจริญเติบโตของ methanogens และมีเทนก่อ (เต็ง และ Hägg, 2010 และเกวียง et al., 2012), และใช้ระบบสอง หรือสามขั้นตอน (Lokshina et al., 2003)การเกษตรตกค้าง ย่อยอาหารร่วมจะถือว่ามีต้นทุนประสิทธิภาพกว่า pretreatments เพิ่มพื้นผิวอุดมไปด้วยไนโตรเจนเช่นมูลสัตว์สามารถดุล C/N ของคาร์บอนริชชีวมวล (เช่น ฟางข้าว) และเพิ่มผลผลิตก๊าซชีวภาพและอัตราการผลิตก๊าซชีวภาพ volumetric (Comino et al., 2010) เพิ่มเติม มีการศึกษาจำนวนมากในการย่อยอาหารร่วมของ KW และหมูมูล (PM), อย่างไรก็ตาม มีข้อมูลเล็กน้อยเกี่ยวกับการย่อยอาหารร่วมของพื้นผิวเหล่านี้สองกับ RS วัตถุประสงค์ของการศึกษานี้ได้ ดังนั้น การประเมินความเป็นไปได้ของการย่อยอาหารร่วมอาร์เอส KW และ PM ในการผลิตก๊าซชีวภาพ และระบบความมั่นคง เช่นเดียว กับศักยภาพในการลดมลพิษสิ่งแวดล้อม และผลิตพลังงานสะอาด และยั่งยืน2. วัสดุและวิธีการ2.1 การเก็บรวบรวมและ pretreatment ของพื้นผิวและ inoculumsข้าวฟาง (RS) ได้รับจากพื้นที่ชนบทในกวางเจา จีน RS รวบรวมสับ และพื้นดินน้อยกว่า 1 มม.ในขนาดเล็กลงแล้ว กิโลวัตต์รวบรวมจากโรงอาหารมหาวิทยาลัย และประกอบด้วยส่วนใหญ่ ของเหลือผัก เนื้อ ข้าว ก๋วยเตี๋ยว เมื่อรวบรวม ขยะหั่นอนุภาคด้วยขนาดเฉลี่ย 5.0 มม.แล้ว เก็บไว้ที่ 4 องศาเซลเซียส มูลหมูสด (PM) รวบรวมจากฟาร์มสุกร หลังจากเอาออกเห็น bristles, PM ถูกเก็บไว้ที่ 4 องศาเซลเซียส อัตราส่วน C/N RS, KW และ PM ได้ 47.0, 14.6 และหา 17.2 ตามลำดับ ซึ่งมีทั้งอยู่นอกช่วง C/N เหมาะสม 20-30 (Deublein และ Steinhauser, 2008)มีใช้สารตกค้างไว้บนตะแกรง 1 มิลลิเมตรวัสดุที่นำมาจาก digester ที่ไม่ใช้ออกซิเจนเลี้ยง ด้วยมูลหมูเป็นตะกอนเมล็ด ลักษณะของพื้นผิวและ inoculums 3 แสดงในตารางที่ 1ตารางที่ 1 ลักษณะหลักของพื้นผิวและ inoculumลักษณะหน่วยเจ่าตะกอนห้องครัวเสียฟางข้าวมูลหมูความชื้น% 95.72 79.77 6.28 72.84 รวม %(w) ของแข็ง (TS) 4.28 20.23 93.72 27.16 ของแข็งระเหย (VS) %(w) 2.95 18.16 83.18 20.12 VS/TS % 69 90 89 74 pH - 8.10 4.40 5.60 7.80 Mg VFA L−1 2228 นานานา ดู sourceNH4 MathML + -N มิลลิกรัม L−1 1668 นานานา Lignin %/TS นานา 23.34 นา เซลลูโลส %/TS นานา 34.96 นา นา 16.70 hemicellulose %/TS นานา นา %/TS TC 43.7 47.0 39.4 นา %/TS TN 3.0 1.0 2.3 C/N – นา 14.6 หา 17.2 47.0 ค่าปริมาณ kJ kg−1TS นา 1.36 ซื้อ 104 1.58 × 104 1.63 × 104 หมายเหตุ: NA (ไม่วิเคราะห์), w (ฐานเปียก)ตัวเลือกตาราง2.2. ทดลองออกแบบDigester ที่ใช้ในการศึกษานี้ได้ขวดกรอง 2.5 L ด้วยทำ 2 ลิตร และประกอบด้วยร้านสุ่ม สุ่มพอร์ตก๊าซ และทางเข้าของอาหาร มันถูกปิดผนึกโดยใช้จุกยางแบบที่มีท่อแยกก๊าซชีวภาพ Digester ที่ถูกเชื่อมต่อกับระบบรวบรวมก๊าซธรรมชาติประกอบด้วยน้ำเกลือที่รวบรวมขวดและขวดน้ำเกลืออิ่มตัวแทน ก่อนการดำเนินการ เตาปฏิกรณ์ถูกลบ ด้วยแก๊สไนโตรเจนสำหรับ 5 นาทีให้เงื่อนไขที่ไม่ใช้ออกซิเจน หลังจากนั้น digesters ที่ถูกวางในอ่างน้ำที่ 37 ± 1 องศาเซลเซียส Digester ละถูกด้วยตนเองผสมสองวัน การทดลองถูกเลิกจ้างเมื่อผลิตก๊าซที่สำคัญไม่ถูกตรวจสอบเตาปฏิกรณ์ทั้งหมดได้เริ่มต้นที่ความเข้มข้นเริ่มต้นพื้นผิว g 54 VS/L. พื้นผิว inoculum และน้ำมีเพิ่มตามเงื่อนไขทดลองต้อง (ตารางที่ 2) ทั้งหมดชุด digesters ถูกเรียกใช้สำเนาตารางที่ 2 ออกแบบการทดลองเตาปฏิกรณ์KW:PM:RS (ตาม VS)C/N ของพื้นผิวร่วมกิโลวัตต์ (g)น. (g)RS (g)น้ำ (กรัม)Inoculum (g)น้ำหนักรวม (กรัม)0:2:1 21.7 0.0 358.2 43.2 398.6 1200 2000 B 0.4:1.6:1 21.2 79.1 286.6 43.2 391.1 1200 2000 C 0.8:1.2:1 20.7 158.2 214.9 43.2 383.7 1200 2000 D 1.2:0.8:1 20.2 237.4 143.3 43.2 376.2 1200 2000 E 1.6:0.4:1 19.7 316.5 71.6 43.2 368.7 1200 2000 F 2:0:1 19.2 395.6 0.0 43.2 361.2 1200 2000 G ที่ 0:0:1 47.0 0.0 0.0 129.5 670.5 1200 2000 H 1:0:0 14.6 593.4 0.0 0.0 206.6 1200 2000 ฉัน 0:1:0 17.2 0.0 537.3 0.0 262.7 1200 2000 ว่าง-0.0 0.0 0.0 0.0 1200 1200 ตัวเลือกตาราง2.3 การวิเคราะห์วิธีTotal solids (TS) and total volatile solids (VS) were determined using standard techniques (APHA, 1998). Biogas production was measured by water displacement. Heat values were determined using a WGR-1 heat value analyzer made by Changsha Bente Instrument Corporation. The C/N analysis was conducted using a Vario EL element analyzer made by Elementar Analysensysteme GmbH. The pH was determined with a pHS-3C pH meter made by Shanghai Precision & Scientific Instrument Co., Ltd. Biogas analysis was performed with an Agilent 6890 GC (Agilent Technologies, USA) with a thermal conductivity detector (TCD) and a 2-m stainless column packed with Porapak Q (50/80 mesh). The operational temperatures at the injection port, column oven, and detector were 100, 70, and 150 °C, respectively. Argon was used as the carrier gas at a flow rate of 30 mL/min. Liquid samples were centrifuged at 10,000 rpm for 15 min at room temperature and filtered with a 0.45-μm membrane filter for the ammonia nitrogen and VFA concentrations analysis (Li et al., 2010). Ammonia nitrogen was measured in a HACH DR/2800 Spectrophotometer. VFA C2–C5 and alcohol concentrations of the supernatant were measured after acidification with 6-mol/L HCl using an Agilent 6820 GC equipped with a flame ionization detector (FID) and a 30 m × 0.25 mm × 0.25 μm capillary column (DB-FFAP). The temperatures of the injection port and detector were 250 °C and 300 °C, respectively. The initial temperature of the column oven was 50 °C for 5 min; this was followed by a ramp of 10 °C/min to the final temperature of 250 °C, which was then maintained for 5 min. Nitrogen was used as the carrier gas at a flow rate of 1 mL/min. Lactic acid was quantified using a high-performance liquid chromatograph (Waters 2695, USA) with a refractive index (RI) 2414 detector and a Shodex KC-811 S-DVB gel Column. 0.1% H3PO4 was used as the mobile phase at a flow rate of 0.7 mL/min at 50 °C.มีวิเคราะห์ข้อมูลการทดลอง และเส้นโค้งถูกวาดโดยใช้จุดเริ่มต้นของซอฟต์แวร์เวอร์ชัน 7.53. ผลลัพธ์ และสนทนา3.1. ก๊าซชีวภาพผลิตFig. 1 แสดงให้เห็นถึงการผลิตก๊าซชีวภาพต่อวันของเตาปฏิกรณ์ที่ A, B, C, G, H และเตา ปฏิกรณ์ I. A, B และฉันทำสำเร็จโดยไม่ยับยั้งโดย VFAs ในเตาปฏิกรณ์อื่น ๆ ยับยั้งถูกตรวจสอบที่จุดเริ่มต้นของการย่อยอาหาร เตาปฏิกรณ์ C และ G สามารถกู้คืน โดยการปรับ pH ในขณะที่ reac

การแปล กรุณารอสักครู่..

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:[สำเนา]

คัดลอก!

ไฮไลท์•การผลิตก๊าซชีวภาพได้เพิ่มขึ้นโดยการร่วมย่อยฟางข้าวกับวัสดุอื่นๆ . •อัตราส่วนที่เหมาะสมของเศษอาหารมูลสุกรและฟางข้าวเป็น 0.4: 1.6: 1. •อัตราผลตอบแทนการผลิตก๊าซชีวภาพได้สูงสุด 674.4 L / กก VS ที่ได้รับ . •ยับยั้ง VFA เกิดขึ้นเมื่อเนื้อหาของเสียห้องครัวเป็นมากกว่า 26%. • VFA ที่โดดเด่นเป็น propionate และอะซิเตตในเครื่องปฏิกรณ์นิวเคลียร์ที่ประสบความสำเร็จ. บทคัดย่อเพื่อศึกษาผลของอัตราส่วนวัตถุดิบในการผลิตก๊าซชีวภาพแบบไม่ใช้ออกซิเจนย่อยร่วมของฟางข้าวที่มีห้องครัวของเสียและมูลสุกรได้ดำเนินการ ชุดของชุดเวทีเดียว mesophilic A (37 ± 1 ° C) แบบไม่ใช้ออกซิเจนย่อยได้ดำเนินการที่มีความเข้มข้นของสารตั้งต้น 54 กรัม / ลิตรขึ้นอยู่กับของแข็งระเหย (VS) ผลการศึกษาพบว่าอัตราส่วนที่เหมาะสมของเสียครัวมูลสุกรและฟางข้าวเป็น 0.4: 1.6: 1 ซึ่งเป็นอัตราส่วน C / N เป็น 21.7 เนื้อหาก๊าซมีเทนเป็น 45.9-70.0% และอัตราการลดลงเป็น 55.8 VS% อัตราผลตอบแทนของการผลิตก๊าซชีวภาพ 674.4 L / กก VS สูงกว่าของการย่อยอาหารที่ทำจากฟางข้าวหรือปุ๋ยคอกหมูคนเดียวโดย 71.67% และ 10.41% ตามลำดับ ยับยั้งการผลิตก๊าซชีวภาพจากกรดไขมันระเหย (VFA) เกิดขึ้นเมื่อนอกเหนือจากของเสียที่ห้องครัวเป็นมากกว่า 26% การวิเคราะห์ VFA แสดงให้เห็นว่าในเครื่องปฏิกรณ์นิวเคลียร์ที่ผลิตก๊าซชีวภาพที่ผลิตเรียบร้อยแล้วสารขั้นกลางที่โดดเด่นเป็น propionate และอะซิเตทในขณะที่พวกเขาเป็นกรดแลคติกอะซิเตทและ propionate ในคนอื่น ๆ . คำก๊าซชีวภาพ; ร่วมการย่อยอาหาร; ขยะห้องครัวฟางข้าว; หมูปุ๋ย1 บทนำการย่อยอาหาร Anaerobic ได้กลายเป็นเทคโนโลยีที่จัดตั้งขึ้นและพิสูจน์แล้วสำหรับการรักษาของขยะอินทรีย์เช่นขยะมูลฝอยในเขตเทศบาลเมืองขยะอินทรีย์อุตสาหกรรมมูลสัตว์และสารตกค้างทางการเกษตร ประโยชน์หลักของกระบวนการนี้คือว่าผลิตภัณฑ์ที่สามารถนำมาใช้เป็นเชื้อเพลิงในยานพาหนะหรือผู้ร่วมผลิตกระแสไฟฟ้าและความร้อนและทำให้สามารถนำไปสู่การลดการปล่อยก๊าซเรือนกระจก ในประเทศจีนฟางข้าว (อาร์เอส) เป็นหนึ่งในสารตกค้างทางการเกษตรที่มีมากที่สุดที่มีปริมาณประมาณ 180 ระหว่าง 270 ล้านตันตามเนื้อหาแห้งในปี 2007 (Yanli et al., 2010) จำนวนมากของอาร์เอส แต่จะเผาหรือทิ้งส่งผลให้เกิดมลภาวะต่อสิ่งแวดล้อม การศึกษาจำนวนมากได้รับการดำเนินการโดยใช้สารตกค้างทางการเกษตรเป็นขาวดำพื้นผิวสำหรับการผลิตก๊าซชีวภาพ (ป et al, 2011 และ Salminen และ Rintala 2002.); แต่การใช้ประโยชน์โดยตรงของฟางข้าวโดยจุลินทรีย์ที่เป็นเรื่องยากเพราะคุณสมบัติทางโภชนาการที่ไม่สมดุลของพวกเขา (C / N) และโครงสร้างบิดพลิ้วลิกโนเซลลูโลส (สรวงสวรรค์ et al., 2007) ดังนั้นความสนใจได้รับการเน้นมากขึ้นในการปรับปรุงการผลิตก๊าซชีวภาพจากวัสดุที่ผ่านการเตรียมลิกโนเซลลูโลสต่างๆ (Taherzadeh และ Karimi 2008). เสียในครัว (KW) เป็นเรื่องที่สามารถย่อยสลายได้ง่ายอินทรีย์ที่มีความชื้นสูงคาร์โบไฮเดรตไขมันและโปรตีน ข้อ จำกัด ที่สำคัญของการใช้ออกซิเจนในการย่อยอาหารของ KW เพียงอย่างเดียวคือการสะสมอย่างรวดเร็วของกรดไขมันระเหย (VFAs) ตามด้วยการลดลงของค่า pH ในเครื่องปฏิกรณ์ซึ่งยับยั้งแบคทีเรียมีเทน (Bouallagui et al., 2005 และ Misi และฟอสเตอร์, 2001) ดังนั้นความพยายามมากได้รับการลงทุนในการหลีกเลี่ยงการยับยั้ง VFA เพื่อให้แน่ใจว่าการเติมออกซิเจนที่มีประสิทธิภาพของ KW; วิธีการเหล่านี้รวมถึงการย่อยอาหาร-ร่วมกับปุ๋ยนม (El-Mashad และวอชิงตันโพสต์, 2010) โดยใช้กากตะกอนของเสียในการปรับ C / N (Astals et al., 2011) การเพิ่มธาตุเพื่อเร่งการเจริญเติบโตของ methanogens และการก่อตัวของก๊าซมีเทน ( เติ้งและHägg 2010 และเกวียง et al., 2012) และการจ้างสองขั้นตอนหรือระบบสามขั้นตอน (Lokshina et al., 2003). สำหรับสารตกค้างทางการเกษตรร่วมการย่อยอาหารมีการพิจารณาค่าใช้จ่ายที่มีประสิทธิภาพมากขึ้นกว่าการเตรียม นอกจากนี้พื้นผิวที่อุดมไปด้วยไนโตรเจนเช่นมูลสัตว์สามารถรักษาความสมดุลของ C / N ชีวมวลที่อุดมด้วยคาร์บอน (เช่นฟางข้าว) และต่อไปเพิ่มผลผลิตก๊าซชีวภาพและก๊าซชีวภาพปริมาตรอัตราการผลิต (Comino et al., 2010) มีการศึกษาจำนวนมากในการร่วมย่อย KW และมูลสุกร (PM); แต่มีข้อมูลเล็ก ๆ น้อย ๆ ที่มีอยู่เกี่ยวกับการร่วมการย่อยอาหารของทั้งสองพื้นผิวกับอาร์เอส วัตถุประสงค์ของการศึกษาครั้งนี้จึงเพื่อประเมินความเป็นไปได้ของความร่วมมือในการย่อยอาหารของอาร์เอสที่มี KW และ PM ในแง่ของการผลิตก๊าซชีวภาพและความเสถียรของระบบเช่นเดียวกับที่มีศักยภาพสำหรับการลดมลภาวะต่อสิ่งแวดล้อมและผลิตพลังงานสะอาดและยั่งยืน. 2 วัสดุและวิธีการ2.1 การเก็บรวบรวมและการปรับสภาพของพื้นผิวและหัวเชื้อแบคทีเรียฟางข้าว (อาร์เอส) ที่ได้รับจากพื้นที่ชนบทในกวางโจวประเทศจีน ที่เก็บรวบรวมอาร์เอสได้รับการสับแล้วบดเป็นอนุภาคขนาดเล็กน้อยกว่า 1 มม KW ถูกเก็บรวบรวมจากโรงอาหารของมหาวิทยาลัยและส่วนประกอบของผักที่เหลือเนื้อสัตว์ข้าวและก๋วยเตี๋ยว เมื่อเก็บขยะที่ถูกหั่นเป็นอนุภาคที่มีขนาดเฉลี่ยของ 5.0 มิลลิเมตรและเก็บไว้แล้วที่ 4 ° C มูลสุกรสด (PM) ที่ถูกเก็บรวบรวมจากฟาร์มหมู หลังจากลบขนแปรงที่มองเห็นได้ PM ถูกเก็บไว้ที่ 4 องศาเซลเซียส C / N อัตราส่วนของอาร์เอส, KW, และ PM เป็น 47.0, 14.6 และ 17.2 ตามลำดับซึ่งทุกคนที่อยู่นอกช่วงที่ดีที่สุด C / N 20-30 (Deublein และ Steinhauser 2008). ตกค้างเหลืออยู่บน 1 ตะแกรงมมของวัสดุที่นำมาจากบ่อหมักแบบไม่ใช้ออกซิเจนเลี้ยงด้วยมูลสุกรถูกใช้เป็นตะกอนเมล็ด ลักษณะของพื้นผิวสามและหัวเชื้อแบคทีเรียมีการระบุไว้ในตารางที่ 1 ตารางที่ 1 ลักษณะสำคัญของพื้นผิวและเชื้อ. ลักษณะหน่วยแบบสอบถามตะกอนครัวเสียข้าวฟางหมูปุ๋ยมีความชื้น95.72% 79.77 6.28 72.84 ของแข็งทั้งหมด (TS)% (w) 4.28 20.23 93.72 27.16 ของแข็งระเหย (VS)% (w) 2.95 18.16 83.18 20.12 VS / TS% 69 90 89 74 ค่าความเป็นกรด - 8.10 4.40 5.60 7.80 VFA mg L-1 2228 NA NA NA มุมมอง MathML sourceNH4 + -N mg L-1 1668 NA NA NA ลิกนิน% / TS NA NA 23.34 NA เซลลูโลส% / TS NA NA 34.96 NA เฮมิเซลลูโลส% / TS NA NA 16.70 NA TC% / TS NA 43.7 47.0 39.4 เทนเนสซี% / TS NA 3.0 1.0 2.3 C / N - NA 14.6 47.0 17.2 กิโลจูลค่าความร้อนกิโลกรัม 1TS NA 1.36 × 104 × 104 1.58 1.63 × 104 หมายเหตุ: NA (การวิเคราะห์ไม่ได้) w, (ฐานเปียก) ตัวเลือกตารางที่2.2 การออกแบบการทดลองบ่อหมักที่ใช้ในการศึกษาครั้งนี้เป็นขวดกรอง 2.5 ลิตรที่มีปริมาณการทำงานของ 2 ลิตรและมีร้านสุ่มตัวอย่างพอร์ตการสุ่มตัวอย่างก๊าซและเข้าอาหาร มันถูกปิดผนึกไว้ใช้จุกยางที่มีท่อที่จะดึงก๊าซชีวภาพ หมักได้รับการเชื่อมต่อกับระบบการจัดเก็บก๊าซที่ประกอบด้วยขวดรางน้ำเกลืออิ่มตัวและรวบรวมขวดน้ำเกลือ ก่อนที่จะมีการดำเนินงานเครื่องปฏิกรณ์ที่ถูกล้างด้วยก๊าซไนโตรเจนเป็นเวลา 5 นาทีเพื่อให้แน่ใจว่าสภาพไร้อากาศ หลังจากนั้นเป็นต้นมาหมักถูกวางไว้ในอ่างน้ำที่ 37 ± 1 ° C แต่ละบ่อหมักผสมด้วยตนเองวันละสองครั้ง การทดลองสิ้นสุดลงเมื่อไม่มีการผลิตก๊าซที่สำคัญสังเกต. ทั้งหมดของเครื่องปฏิกรณ์ได้เริ่มต้นที่ความเข้มข้นของสารเริ่มต้นของ 54 กรัม VS / L พื้นผิว, หัวเชื้อและน้ำที่ถูกเพิ่มตามเงื่อนไขที่ต้องการทดลอง (ตารางที่ 2) หมักชุดทั้งหมดได้รับการทำงานในที่ซ้ำกัน. ตารางที่ 2 การออกแบบการทดลอง. เครื่องปฏิกรณ์kW: PM: อาร์เอส (ขึ้นอยู่กับ VS) C / N ของเพื่อนร่วมตั้งต้นKW (ช) PM (ช) อาร์เอส (ช) น้ำ (ช) เชื้อ ( g) น้ำหนักรวม (ช) 0: 2: 1 21.7 0.0 358.2 43.2 398.6 1,200 2,000 B 0.4: 1.6: 1 21.2 79.1 286.6 43.2 391.1 1,200 2,000 ซี 0.8: 1.2: 1 20.7 158.2 214.9 43.2 383.7 1200 2000 D 1.2: 0.8 1 20.2 237.4 143.3 43.2 376.2 1200 2000 E 1.6: 0.4: 1 19.7 316.5 71.6 43.2 368.7 1200 2000 F 2: 0: 1 19.2 395.6 0.0 43.2 361.2 1200 2000 G 0: 0: 1 47.0 0.0 0.0 129.5 670.5 1200 2000 เอช 1 : 0: 0 14.6 593.4 0.0 0.0 206.6 1200 2000 ผม 0: 1: 0 17.2 0.0 537.3 262.7 0.0 1200 2000 ที่ว่างเปล่า - - 0.0 0.0 0.0 0.0 1,200 1,200 ตัวเลือกตารางที่2.3 วิธีการวิเคราะห์สารทั้งหมด (TS) และของแข็งระเหยรวม (VS) ได้รับการพิจารณาโดยใช้เทคนิคมาตรฐาน (APHA, 1998) ผลิตก๊าซชีวภาพโดยวัดจากการเคลื่อนที่ของน้ำ ค่าความร้อนที่ได้รับการพิจารณาโดยใช้การวิเคราะห์ค่าความร้อน WGR-1 ทำโดยฉางชา Bente ตราสารคอร์ปอเรชั่น C / วิเคราะห์ยังไม่มีได้ดำเนินการโดยใช้การวิเคราะห์องค์ประกอบ Vario EL ทำโดย Elementar Analysensysteme GmbH ค่า pH ถูกกำหนดด้วยค่า pH เมตร PHS-3C ทำโดยเซี่ยงไฮ้แม่นยำและวิทยาศาสตร์ตราสาร จำกัด วิเคราะห์ก๊าซชีวภาพที่ได้ดำเนินการกับ Agilent 6890 GC (Agilent Technologies, สหรัฐอเมริกา) ที่มีการตรวจจับการนำความร้อน (TCD) และ 2 คอลัมน์มสแตนเลสที่เต็มไปด้วย Porapak Q (50/80 ตาข่าย) อุณหภูมิในการดำเนินงานที่ท่าเรือฉีดเตาอบคอลัมน์และเครื่องตรวจจับ 100, 70, และ 150 องศาเซลเซียสตามลำดับ อาร์กอนถูกใช้เป็นก๊าซที่อัตราการไหล 30 มิลลิลิตร / นาที ตัวอย่างของเหลวถูกหมุนเหวี่ยงที่ 10,000 รอบต่อนาทีเป็นเวลา 15 นาทีที่อุณหภูมิห้องและกรองด้วยเมมเบรนกรอง 0.45 ไมครอนสำหรับแอมโมเนียไนโตรเจนและ VFA วิเคราะห์ความเข้มข้น (Li et al., 2010) แอมโมเนียไนโตรเจนวัดใน HACH DR / 2800 Spectrophotometer VFA C2-C5 และความเข้มข้นของแอลกอฮอล์ใสวัดหลังจากที่มีกรด 6 mol / L HCl ใช้ Agilent GC 6820 พร้อมกับเครื่องตรวจจับเปลวไฟไอออนไนซ์ (FID) และ 30 มมม× 0.25 × 0.25 ไมโครเมตรคอลัมน์ฝอย (db- FFAP) อุณหภูมิของพอร์ตการฉีดและตรวจจับได้ 250 ° C และ 300 ° C ตามลำดับ อุณหภูมิเริ่มต้นของเตาอบคอลัมน์เป็น 50 องศาเซลเซียสเป็นเวลา 5 นาที; นี้ตามมาด้วยทางลาด 10 องศาเซลเซียส / นาทีอุณหภูมิสุดท้ายของ 250 ° C ซึ่งถูกเก็บรักษาไว้แล้วเป็นเวลา 5 นาที ไนโตรเจนที่ใช้เป็นก๊าซที่อัตราการไหล 1 มิลลิลิตร / นาที กรดแลคติกได้รับปริมาณการใช้ที่มีประสิทธิภาพสูง chromatograph เหลว (น้ำ 2695 สหรัฐอเมริกา) ที่มีดัชนีหักเห (RI) 2414 เครื่องตรวจจับและ Shodex KC-811 S-DVB เจลคอลัมน์ 0.1% H3PO4 ถูกใช้เป็นเฟสเคลื่อนที่ในอัตราการไหล 0.7 มิลลิลิตร / นาทีที่ 50 ° C. ข้อมูลการทดลองวิเคราะห์และเส้นโค้งที่ถูกวาดโดยใช้ซอฟต์แวร์รุ่น 7.5 แหล่งกำเนิด. 3 และการอภิปรายผล3.1 ผลิตก๊าซชีวภาพรูป 1 แสดงให้เห็นถึงผลิตก๊าซชีวภาพในชีวิตประจำวันของเครื่องปฏิกรณ์ A, B, C, G, H, และฉันปฏิกรณ์ A, B, และฉันประสบความสำเร็จโดยไม่ต้องยับยั้งโดย VFAs ในเครื่องปฏิกรณ์อื่น ๆ ที่พบว่าการยับยั้งที่จุดเริ่มต้นของการย่อยอาหาร เครื่องปฏิกรณ์ซีและจีสามารถกู้คืนโดยการปรับค่า pH ในขณะที่ REAC

การแปล กรุณารอสักครู่..

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:[สำเนา]

คัดลอก!

-

เน้นการผลิตก๊าซชีวภาพเพิ่มขึ้นโดย Co ย่อยฟางข้าวกับวัสดุอื่น ๆ .
-
สัดส่วนของเสียครัว มูลสุกรและฟางข้าวเป็น 0.4:1.6:1 .
-
ผลิตก๊าซชีวภาพได้สูงสุด 674.4 L / kg vs ได้ .
-
ลดลงการยับยั้งเกิดขึ้นเมื่อปริมาณของเสีย ครัวกว่า 26 %
-
ง่ายเด่นเป็น propionate และอะซิเตทในเตาปฏิกรณ์ได้สำเร็จ

นามธรรม

เพื่อศึกษาผลของอัตราส่วนสารตั้งต้นในการผลิตก๊าซชีวภาพ , ถัง Co digestions ฟางข้าวกับของเสียครัวและมูลสุกร พบว่า ชุดมีชุดเดียว ( 37 ± 1 ° C ) , digestions มีการปฏิบัติที่ความเข้มข้นสารอาหาร 54 กรัม / ลิตรขึ้นอยู่กับปริมาณของแข็งระเหย ( VS ) ผลการศึกษาพบว่าอัตราส่วนที่เหมาะสมของขยะครัว , มูลสุกรและฟางข้าวเป็น 0.4:1.6:1 , ที่ C / N เท่ากับ 21.7 . ส่วนเนื้อหา 45.9 และ 70.0 % และอัตรา VS จำนวน 5 % ผลิตก๊าซชีวภาพจาก 674.4 ล. / กก. และสูงกว่าของการย่อยอาหารของฟางข้าว หรือมูลหมูคนเดียว โดย 71.67 10.41 ล้านบาท ตามลำดับการยับยั้งการผลิตก๊าซชีวภาพจากกรดไขมันที่ระเหยได้ ( ง่าย ) เกิดขึ้นเมื่อเพิ่มของเสียครัวมีมากกว่า 26 เปอร์เซ็นต์ การวิเคราะห์กรดไขมันระเหยพบว่าในถังปฏิกรณ์ที่สามารถผลิตก๊าซชีวภาพ , เด่นกลางหลายชนิดเป็น propionate และอะซิเตท , ขณะที่พวกเขา กรดแลกติกอะซิเตท และกรดโพรพิโอนิกในคนอื่น ๆ .

ระบบก๊าซชีวภาพคำหลัก ; Co ;
กาก
ครัวฟางข้าว ; มูลสุกร

1 บทนำ

ย่อยไร้อากาศได้กลายเป็นก่อตั้งขึ้นและพิสูจน์เทคโนโลยีเพื่อการบำบัดขยะอินทรีย์ เช่น ขยะอุตสาหกรรม ขยะอินทรีย์ , ปุ๋ยมูลสัตว์ และวัสดุเหลือใช้ทางการเกษตร . ประโยชน์หลักของกระบวนการนี้คือ ผลิตภัณฑ์ที่สามารถใช้เป็นเชื้อเพลิงสำหรับยานพาหนะ หรือการผลิตไฟฟ้าและความร้อนร่วม และ จึงสามารถนำไปสู่การลดลงของการปล่อยก๊าซเรือนกระจก ในประเทศจีน , ฟางข้าว ( RS ) เป็นหนึ่งในการเกษตรมีปริมาณชุกชุมมากที่สุดคือประมาณระหว่าง 180 และ 270 ล้านตัน ตามบริการเนื้อหาใน 2550 ( yanli et al . , 2010 ) จำนวนมากของบริษัท อย่างไรก็ตาม จะเผาหรือทิ้งส่งผลให้เกิดมลพิษทางสิ่งแวดล้อม

การแปล กรุณารอสักครู่..

ภาษาอื่น ๆ

การสนับสนุนเครื่องมือแปลภาษา: กรีก, กันนาดา, กาลิเชียน, คลิงออน, คอร์สิกา, คาซัค, คาตาลัน, คินยารวันดา, คีร์กิซ, คุชราต, จอร์เจีย, จีน, จีนดั้งเดิม, ชวา, ชิเชวา, ซามัว, ซีบัวโน, ซุนดา, ซูลู, ญี่ปุ่น, ดัตช์, ตรวจหาภาษา, ตุรกี, ทมิฬ, ทาจิก, ทาทาร์, นอร์เวย์, บอสเนีย, บัลแกเรีย, บาสก์, ปัญจาป, ฝรั่งเศส, พาชตู, ฟริเชียน, ฟินแลนด์, ฟิลิปปินส์, ภาษาอินโดนีเซี, มองโกเลีย, มัลทีส, มาซีโดเนีย, มาราฐี, มาลากาซี, มาลายาลัม, มาเลย์, ม้ง, ยิดดิช, ยูเครน, รัสเซีย, ละติน, ลักเซมเบิร์ก, ลัตเวีย, ลาว, ลิทัวเนีย, สวาฮิลี, สวีเดน, สิงหล, สินธี, สเปน, สโลวัก, สโลวีเนีย, อังกฤษ, อัมฮาริก, อาร์เซอร์ไบจัน, อาร์เมเนีย, อาหรับ, อิกโบ, อิตาลี, อุยกูร์, อุสเบกิสถาน, อูรดู, ฮังการี, ฮัวซา, ฮาวาย, ฮินดี, ฮีบรู, เกลิกสกอต, เกาหลี, เขมร, เคิร์ด, เช็ก, เซอร์เบียน, เซโซโท, เดนมาร์ก, เตลูกู, เติร์กเมน, เนปาล, เบงกอล, เบลารุส, เปอร์เซีย, เมารี, เมียนมา (พม่า), เยอรมัน, เวลส์, เวียดนาม, เอสเปอแรนโต, เอสโทเนีย, เฮติครีโอล, แอฟริกา, แอลเบเนีย, โคซา, โครเอเชีย, โชนา, โซมาลี, โปรตุเกส, โปแลนด์, โยรูบา, โรมาเนีย, โอเดีย (โอริยา), ไทย, ไอซ์แลนด์, ไอร์แลนด์, การแปลภาษา.