2016, Vol. 36
[PDF全文]
厨余垃圾是指居民日常生活及食品加工、饮食服务、单位供餐等活动中产生的有机废物，主要包括菜帮菜叶、剩饭剩菜、瓜果壳等.厨余垃圾的来源组成和特性受区域差异影响而不尽相同.有学者对城市生活垃圾组分进行了分析，发现欧美国家厨余垃圾组分占比在15%~30%之间，比重相对较小，而中国一线城市的厨余垃圾占比都在50%以上，广东省厨余垃圾占比高达60.97%(李志，2009).因此，厨余垃圾的循环再利用意义重大.
由于组分来源特殊，厨余垃圾中淀粉、蛋白质、纤维素、脂肪等有机物含量高(刘春雨，2009)，饮食业的厨余垃圾中，糖类、脂肪、蛋白质的含量分别高达4.16%、6.23%、12.17%(任连海等，2003).厨余垃圾含水率普遍在60%~80%左右，单位质量热值仅在2100 kJ·kg-1左右(汪群慧等，2004)，用于焚烧发电能量利用效率低，同时，还需要面临二噁英等污染物和预处理脱水等一系列成本问题，因此，厨余垃圾不太适合垃圾焚烧发电.
相比于焚烧处理，厨余垃圾的堆肥处理相对清洁无害，并能再利用厨余垃圾中含量较多的有机质等营养物质作为肥料和饲料.但堆肥处理占地面积大，腐熟周期长达10~20 d(蔡旺炜等，2014)，并会产生一定的二次污染物，造成不良的环境影响.另外，由于厨余垃圾具有高盐分特性(农传江等，2014)，在堆肥过程中加入的一些调节pH的发酵液中也含部分盐分(如NaHCO3)，极易造成盐分堆积、毒性增强的情况，致使微生物的活性降低，造成脱水、Na+抑制、土壤盐碱化等不利的土地利用条件(杨新华等，2012).因此，需要寻找一种安全、快速、高效的处理方法.
水热处理以高温液态水作为反应介质和反应物，高温水热过程能消除微生物的影响，而其所具有的能量高、反应速度快、物料通量大、进料方便、产物分离效率高、盐分溶解度高等优势(张光义等，2013)使其近年来受到国内外学者的广泛关注.朱金龙等(2015)研究了湿热水解预处理对餐厨废弃物液相物质转化的影响，在150 ℃、加水量40%、处理1 h的湿热水解条件下，可浮油脱出量达67.7 mL·kg-1，相比未经预处理过程提高了2.65倍.杨远智等(2004)对生物质类物质进行水热实验探究，得出了水热产物的腐殖化程度和各有机组分的变化规律.郭淑青(2006)对生物质中可降解的部分有机物水热处理进行了深度研究，分析推论出了有机物的水热机理及无机弱酸的促进作用.郭淑青等(2007)以自然土壤作为参照，研究了湿解产物和堆肥在土壤中的物质变化及稳定度和腐熟度，对比结果表明，在土壤中湿解产物可以达到同堆肥相同的稳定程度，湿解处理后即可安全应用于农业中.Moon等(2015)研究了污泥的水热处理过程，在200 ℃、2 MPa、1 h及84%含水率条件下，固相产物中木质素含量明显增高至51.9%，而液相产物在厌氧消化后可产甲烷.其他学者研究出的水热处理技术，其处理对象较为广泛，包括城市生活垃圾、农业垃圾、污泥、动物粪便、厨余垃圾、有机垃圾，水热处理后的产品有固体燃料、液体肥料、动物饲料.但水热反应也存在过程复杂、副反应较多、能耗较高、对过程难以精准控制等问题(Nakhshiniev et al.，2014;Prawisudha et al.，2012;Zhao et al.，2014).
水热腐殖化过程的关键在于芳香族化合物的形成及芳构化反应成核形成腐殖质.而水热矿化主要是指有机态化合物转化为无机态化合物的过程，主要以水解反应为主.水热过程初期的水解反应形成的单体是后续腐殖化过程中聚合、缩合等反应的基础物质，而该过程主要受温度和反应时间的影响.而随着水热反应的进行，溶液中芳香族达到饱和临界值时，爆发式的形核便产生，并随着扩散过程的进行而最终形成大分子腐殖质(黄维等，2014).水热腐殖化过程的产物中腐殖质含量与腐殖化率更高，适合快速高效制取有机肥，并可有效实现厨余垃圾的土地利用.
厨余垃圾的水热处理反应环境友好、产物有机质损失小、土地利用安全性较高且反应周期短，适合大规模工业推广.但目前水热处理厨余垃圾过程中对腐殖质的研究甚少，因此，本文以模拟厨余垃圾为对象，考察水热过程中反应温度、反应时间及无机弱酸对腐殖质形成与转化的影响，总结腐殖质的生成机理，并通过红外光谱分析进行验证.旨在研究水热过程中厨余垃圾的腐殖化程度及转化机理，为后续研究和应用提供指导依据.
2 材料和方法(Materials and methods)实验采用模拟厨余垃圾进行研究，并与原生厨余垃圾进行实验对比，模拟厨余垃圾根据杭州固废中心和广东省垃圾分类数据(马广智等，2009)进行模拟.模拟厨余垃圾组分为蔬菜叶茎类、瓜果类、米饭面类、肉食油类，占比分别为45%、25%、15%、15%.原生厨余垃圾分拣后，组分为蔬菜叶茎类、瓜果类、米饭面类、肉食油类、蛋贝壳骨类，占比分别为47%、15%、18%、15%、5%.原生厨余垃圾干基中腐殖质含量为15.61%，腐殖化率为0.20.模拟厨余垃圾干基特性分析见表 1.
| 表 1 模拟厨余垃圾干基特性分析 Table 1 The characteristics of the dry formulated kitchen waste |
 |
本实验所用间歇式厨余水热实验系统如图 1所示，该装置主要组成部分为水热反应釜、电加热蒸汽锅炉、反应控制系统.高压反应釜产自山东威海自控反应釜有限公司，反应釜容积15 L，设计压力4.0 MPa，设计温度300 ℃，蒸汽加热，双锚式搅拌.电加热蒸汽锅炉为LDR 15-2.45全自动电热蒸汽锅炉，产自杭州振兴锅炉容器设备有限公司雷甸分公司.
 |
| 图 1 实验系统示意图 (1.电热蒸汽锅炉;2.水热反应釜;3.卸料仓;4.脱水设备;5. 脱水仓;6.控制系统;7.冷凝液收集罐;8.冷凝器;9.卸压阀;10.厨余垃圾) Fig. 1 The schematic diagram of experimental system |
实验过程简介如下:1厨余垃圾进料;2实验前先通氮气置换釜内空气;3一边通高温蒸汽一边搅拌直至升温到实验温度;4间断地通蒸汽维持釜内温度一段时间;5打开反应釜卸压阀，排除废蒸汽，降低釜内压力;6釜底管道卸料;7离心分离收集待测.
实验中所用的离心设备为赛默飞世尔的Sorvall ST40离心机;真空冷冻干燥机由北京博医康实验仪器有限公司生产，型号FD-1-50;土壤养分检测仪由北京艾琳芬特电子科技有限公司提供，型号TRF-1B;多参数水质快速测定仪为德国罗威邦公司的ET99730分析仪;红外光谱仪采用KBr压片，在美国尼高力公司的Nicolet AV-360红外光谱仪上进行测定，波数范围为4000~400 cm-1，分辨率为4 cm-1，扫描次数为32.
水热之后的样品离心脱水，经过40 ℃、1 h 的干燥烘箱和-47 ℃、13 h 低温真空干燥后再进行样品分析. 有机质含量测定采用《中华人民共和国农业标准》NY525-2012有机肥料(中华人民共和国农业部，2012)中的重铬酸钾容量法.本实验中有机质含量较高，故采用了固体稀释法，即加入一定量的二氧化硅后再进行碳量的测定.
腐殖质的测定采用焦磷酸钠提取法逐步分离提取，并采用重铬酸钾容量法(中华人民共和国农业部，2012)测得碳量，即可测得胡敏酸和富里酸含量.
3 结果与讨论(Results and discussion)厨余垃圾水热处理的腐殖化关键在于获得类似土壤腐殖质的有机质.腐殖质主要成分是腐殖酸，由胡敏酸和富里酸组成.胡敏酸是一类能溶于碱溶液而被酸溶液所沉淀的腐殖质物质，由芳香族化合物、长链烷基等组成;富里酸是一类既溶于碱溶液又溶于酸溶液的腐殖质物质，其分子量比胡敏酸小，由不同量的烷基化合物和多糖组成(Adani et al.，2004).本文中腐殖化率定义为胡敏酸含量与富里酸含量的比值.
厨余垃圾水热处理中腐殖化率虽没有对应的评价标准，但由于水热产物与堆肥产物类似.因而本文参照堆肥的评价标准，对水热过程腐熟度进行评价.虽然对于不同的物料样品有不同的腐熟度评价标准，但研究普遍认为，在腐殖化率大于0.8时，即可认为堆肥已经腐熟(Mahmoud et al.，2007).
本文先研究了水热过程中有机质和pH的变化规律，了解了厨余垃圾中有机质的整体转化情况;并进一步实验研究了有机质中腐殖质的形成与转化规律，以及反应温度、时间和无机弱酸对腐殖质含量与腐殖化率的影响规律;然后通过原生厨余垃圾的实验对比，验证了水热腐殖化过程的变化规律;最后对水热过程中腐殖质的形成与转化机理进行了分析与总结，并通过红外光谱分析进行验证.
3.1 水热过程中有机质和pH的变化图 2显示了有机质随温度、时间的变化，可以看出，在反应初始的水解阶段，有机质含量逐渐减少，易降解有机大分子结构开始水解为小分子物质，并溶于液相.之后随着温度的增加，部分小分子物质糖醛、氨基酸开始同木质素等芳香族化合物缩合成不溶于水的有机质，因此，有机质的含量又开始上升.从图 2中还可以看出，在175、190 ℃工况下，水热进行30 min之前，有机质总体呈下降趋势，而205 ℃工况下，20 min之后有机质就开始出现上升趋势.这表明温度的升高能加快水热初期的分解反应.从图中数据还可以发现，水热处理后，有机质存在一定损失，但损失比较小.有机质含量最小(工况175 ℃、30 min)也达到了66.85%，高于有机肥农业国家标准(中华人民共和国农业部，2012)的含量要求(有机质含量高于45%).
 |
| 图 2 有机质含量随温度、时间的变化 Fig. 2 The effect of temperature and time on organic matter content |
水热过程中大分子有机物原料发生键的断裂，生成碳基、羧基、醛基和酚羟基等一些显示酸性的基团，同时一些生成的有机酸进入溶液，使溶液呈现酸性.从图 3可以看出，各水热产物的pH随着反应的进行而下降，说明产物中存在较多的有机酸.随着温度的升高和时间的延长，pH有不同程度的下降，这表明随着水热程度的加剧，有机质初级水解反应越激烈，易降解有机质在水自电离的氢离子促进下发生分解反应，生成有机酸的同时又促进了水解反应的进行，使得pH持续下降.
 |
| 图 3 液相pH随温度、时间的变化 Fig. 3 The effect of temperature and time on pH in liquid |
图 4给出了在不同工况下，腐殖质含量随温度和停留时间的变化情况.由于原样的腐殖质含量只有18.81%，随着温度和时间的增加，腐殖质含量总体趋向于增加，表明水热过程能够促进腐殖质的形成.并且厨余垃圾在经过水热处理之后，腐殖质占有机质的比例在35%~55%之间.另外，在温度和停留时间都较低时(175 ℃、190 ℃，20 min、30 min)，腐殖质的变化都不是很明显，但相对于原样的腐殖质含量却仍有所增加，说明在175 ℃或温度更低的时候，腐殖质的转化已经开始.在205 ℃、50 min 的工况下，腐殖质含量达到最高39.52%.之后随着时间的增加，腐殖质变化不明显.而温度上升至215 ℃后，在50 min、70 min 的工况下，腐殖质的含量略微下降.
 |
| 图 4 腐殖质含量随温度、时间的变化 Fig. 4 The effect of temperature and time on humus content |
从表 1中可知，原样的腐殖化率只有0.19，腐熟度极低.图 5表明，随着水热反应的进行，腐殖化程度显著上升，大部分在0.8以上，最高的腐殖化率达到1.31，腐熟度极高，这表明厨余垃圾的水热过程也是腐熟的过程.从总体来看，腐殖化率与腐殖质的含量有着相对应的增长趋势.在温度较低的175 ℃工况下，随着时间的延长，腐殖化率上升梯度较小，在70 min时，最高腐殖化率为0.99.随着温度的上升，腐殖化率的变化较为明显.温度在190 ℃以上，时间在30 min 以上，腐殖化率基本都大于1，腐殖化程度较高.说明相对反应时间而言，温度的上升对腐殖化率的提高具有更明显的作用.在温度较低时，部分难降解的有机质如纤维素和木质素等分解反应并不激烈.随着温度的提高，对纤维素等晶体的破坏也愈加剧烈，腐殖质的聚合反应也更强烈.从图 5中还可以看出，腐殖化率并不是与温度呈正相关关系，在70 min时，215 ℃工况下的腐殖化率较205 ℃还略微低一些.这可能是因为温度在215 ℃或者更高时，部分木质素及一些难降解大分子物质发生降解反应，致使大分子胡敏酸含量下降.
 |
| 图 5 腐殖化率随温度、时间的变化 Fig. 5 The effect of temperature and time on humification rate |
水热处理中腐殖化过程首先发生以水自电离的氢离子促进的分解反应，而后同大分子芳香族化合物的缩合反应形成腐殖质(Heitz et al.，1991).本文以0.01%的硫酸作为添加剂进行实验，分析无机酸在水热初期的促进作用.
图 6为加酸前后腐殖质含量与腐殖化率的变化规律对比，可以看出，加酸之后的腐殖化率相对未加酸显著提升.在腐殖化率相对较低的工况(205 ℃、30 min和190 ℃、50 min)也分别达到了1.28和1.31，表现出了相当高的腐熟度.在同温205 ℃下，随着反应时间的延长，腐殖化率呈上升趋势，在70 min 达到最大，为1.44.相对于未加酸时的同温曲线，腐殖化率一直在上升，说明在氢离子的促进下，富里酸相对含量减少，持续向胡敏酸转化.
 |
| 图 6 加酸前后在恒定50 min和205 ℃的腐殖质含量和腐殖化率的变化规律对比 Fig. 6 The comparison of humus and humification rate after adding acid in condition of staying 50 min or 205 ℃ |
从图 6可以看出，加酸水热处理过后的腐殖质含量比未加酸要略高一点.在定温205 ℃工况下，30 min 时，加酸后的腐殖质含量为37.88%，相对无酸的35.98%提高了5.02%;而在50 min 时，加酸后的腐殖质含量为39.92%，相对无酸时提高了1.01%;在70 min 时，加酸后的腐殖质含量为40.15%，相对提高了0.7%.这说明随着反应时间的增加，无机弱酸的促进效果逐步下降.这是因为水热初期，无机弱酸提供的氢离子促使了以酸水解、降解等水解反应的快速强烈进行.而在水热后期，由于主要发生的是芳香族化合物同糖醛等的缩合反应，而且易降解有机质在水热初期比较完全地参与到水解反应，有机质减少.因此，氢离子的促进作用随着反应程度的加深而慢慢降低.
3.4 原生厨余垃圾实验对比在原样中，原生垃圾腐殖质含量为15.61%，略低于模拟垃圾;而腐殖化率为0.20，略高于模拟垃圾.如图 7所示，选取典型工况(205 ℃和50 min)进行原生垃圾与模拟垃圾的对比试验，可以看出，实际垃圾的腐殖质含量和腐殖化率的变化曲线与模拟垃圾呈现一致性，整体腐殖化程度略低于模拟垃圾水热过程.总体而言，在205 ℃、50 min的工况下，原生垃圾的腐殖化率达到1.20，表现出了良好的腐殖化程度.原生垃圾腐殖质含量随着水热温度和时间的增加而上升，在215 ℃、50 min的工况下达到最大34.25%，但增长趋势缓慢.
 |
| 图 7 原生垃圾与模拟垃圾的水热实验对比 Fig. 7 The hydrothermal experimental comparison of true and simulated kitchen waste |
在腐殖化率的对比分析中，205 ℃条件下，随着水热时间的延长，原生垃圾腐殖化率在50 min的时候达到最大为1.20，之后在70 min的时候略微下降至1.19.这说明随着时间的增加，腐殖化率已趋于平稳，时间对腐殖化程度的影响变小.在50 min条件下，随着温度的上升，原生垃圾腐殖化率一直呈上升趋势，在215 ℃的时候达到最大为1.21，相比190 ℃和205 ℃条件下，腐殖化率分别上升27.13%和2.76%.在水热腐殖化进行到一定程度后，温度与反应时间的提高对腐殖化的促进作用下降，过高的温度甚至会导致腐殖化程度的下降，并且会提高水热处理成本.综合考虑，205 ℃、50 min可以作为厨余垃圾水热处理制取有机肥的推荐工艺条件.
3.5 腐殖化机理分析及红外光谱验证分析水热过程副反应较多，目前对腐殖质在水热过程中的形成还没有统一结论.本文根据前人研究(Akiya et al.，2002; Quitain et al.，2002)结合实验分析总结，水热处理厨余垃圾的腐殖化过程主要分为以下几个阶段:1厨余垃圾中易降解有机物在氢离子的促进作用下，水解成单体(如单糖、氨基酸、糖醛酸等)，体系pH值下降;2单体脱水诱发聚合反应，而大分子难降解有机物(如木质素等)经过脱水和脱甲醛作用转化为芳香族化合物;3芳香族化合物与含氮化合物、水解糖(包括单糖、多糖等)和有机酸(糖醛酸、氨基酸等)等缩合形成腐殖质.
厨余垃圾中有机养分丰富，水热过程形成腐殖质的一条可能途径是由木质素经过脱甲氧基作用，部分与糖醛等聚合生成类木质素，继而与氨基酸等小分子物质反应形成腐殖质.按照此生成途径推测，随着反应程度的加深，芳香族化合物和烷基链烃等大分子有机物会增多，而在水热初期水解生成的单糖和一些小分子类有机物会逐渐减少.因此，本文通过红外光谱分析验证了此推测过程.
图 8反映了在不同工况下的水热固相产物红外光谱图.由图 8可以看出，在不同的反应工况下，水热产物表现出相似的红外光谱特征，但官能团的存在形式仍有较明显差异.通过进行谱图(翁诗甫，2010)检索，辨认出175 ℃、50 min工况中的各区域吸收峰分归属如下:3443.68 cm-1处为糖类C-OH的-OH伸缩振动，1590.24 cm-1处为芳香族C==N伸缩振动，1552.48 cm-1处为脂肪族-NO2反对称伸缩，1093>.30 cm-1处为糖类C-OH伸缩振动，679.40 cm-1处为醇-COH面外弯曲.
 |
| 图 8 不同工况下的红外光谱图 Fig. 8 The infrared spectra under different conditions |
通过谱图检索，辨认出205 ℃、50 min工况下各区域吸收峰的归属如下:3620.22 cm-1处为尖锐的-OH伸缩振动，3436.26 cm-1处为酚羟基的-OH伸缩振动，2926.64 cm-1处为烷烃-CH2反对称伸缩，1609.14 cm-1处为芳香C-C伸缩振动，1509.24 cm-1处为苯环C-H面外变形振动，1086.46 cm-1处为糖类C-OH伸缩振动，1036.60 cm-1处为芳香酸酯C-O-C对称伸缩振动，798.09 cm-1处为苯环上[FY=，1]CH面外弯曲振动.
由这些吸收峰的归属可以看出，在175 ℃的工况下存在芳香族官能团，但吸收峰相对偏弱，表现不明显.而糖类和一些小分子类有机物质比较多，说明了在此工况下已经有一部分大分子的腐殖质开始形成，也有一部分小分子有机物质没能参与到腐殖质的形成过程中.而在205 ℃水热工况下的样品含有较多的芳香族官能团，另外，烷基链烃多，糖类物质析出却相对175 ℃的工况要少.这是因为在水热的反应过程中，大分子类的腐殖质开始快速形成，而一些小分子的单糖在同糠醛、类木质素等缩合成腐殖质之后溶于水解液当中.另外，对比周江敏等(2003)研究的结论:胡敏酸含有大量的芳香族不饱和物质，烷基链烃多，支链长，而富里酸以碳水化合物为主，且含有较多羧基.在175 ℃时，小分子水溶性的富里酸含量相对较多，而205 ℃下的大分子的稳定态的芳香族物质相对较多，表明随着反应程度的加深，大分子胡敏酸的形成更加剧烈，产物中芳香族化合物增多，与上文推论结果一致.
4 结论(Conclusions)本文对水热处理厨余垃圾过程中腐殖化特性和机理分析进行了实验研究.实验通过电蒸汽锅炉产高温饱和蒸汽的方式直接加热，通过分析样品的有机质、腐殖质、腐殖化率和pH来了解不同温度和反应时间对厨余垃圾水热处理中腐殖化过程的影响关系，并给出了最佳工况推荐范围，主要结论如下:
1)水热过程中，垃圾中可降解的有机物(纤维素、蛋白质、糖类等)受热均匀，同时发生一系列的降解、类酸性水解和缩合等反应，并在H+的促进作用下，进一步加深水解的反应进程.
2)水热处理过后的厨余垃圾腐殖化程度高.水热处理后，有机质中很大一部分通过水解、缩合等反应转化为腐殖质，其中，有机质中超过35%是以腐殖质的形态存在.在205 ℃、50 min工况下厨余垃圾的腐殖质含量达到39.52%，腐殖化率达到1.31，与堆肥处理水平相当，体现了非常高的腐熟度.在加热时间为30 min之前，反应温度的提高能加速腐殖质的形成.在一定范围内，反应时间和温度升高能提升水热处理中腐殖化强度.
3)无机弱酸的添加对水热过程腐殖质的形成及腐殖化率的提高有一定的促进效果.而在反应温度较高的水热初始水解阶段，无机弱酸所表现出的促进作用更为明显.
4)原生垃圾的水热腐殖化过程与模拟垃圾相一致，但整体腐殖化程度要略低于模拟垃圾.
5)通过对不同工况下的水热固相产物的红外光谱分析，发现随着温度的升高，芳香族类物质析出较多，糖分相对较少.初步推测腐殖质的形成主要来自于一些糖类降解产物如糠醛、乙酸等的缩合反应，以及这些小分子降解产物同难降解有机物如木质素的聚合反应.
6)水热处理厨余垃圾制取有机肥快速高效，能够实现腐殖质的迅速转化形成，在推荐工况190~205 ℃、30~50 min下水热处理的样品中有机质含量在国家农业标准内，而有机质中超过35%以腐殖质形态存在，品质较高.
| [1] | Adani F, Ricca G. 2004.The contribution of alkali soluble (humic acid-like) and unhydrolyzed-alkali soluble (core-humic acid-like) fractions extracted from maize plant to the formation of soil humic acid[J]. Chemosphere, 56 (1): 13–22. |
| [2] | Akiya N, Savage P E. 2002.Roles of water for chemical reactions in high-temperature water[J]. Chemical Reviews, 102 (8): 2725–2750. |
| [3] | |
| [4] | 郭淑青.2006.可降解有机物湿解处理及产物干燥利用的研究[D].北京:中国科学院工程热物理研究所 |
| [5] | 郭淑青, 董向元, 肖云汉.2007.湿解产物与堆肥在土壤中的稳定性和腐熟度比较分析[J].生态环境, 16 (2):457–461. |
| [6] | Heitz M, Capek-Menard E, Koeberle P G, et al. 1991.Fractionation of Populus tremuloides at the pilot plant scale:Optimization of steam pretreatment conditions using the STAKE Ⅱ technology[J]. Bioresource Technology, 35 (1): 23–32. |
| [7] | 黄维, 范同祥.2014.水热碳化法的研究进展[J].材料导报:纳米与新材料专辑, 28 (1):131–135. |
| [8] | 李志.2009.上海市餐厨垃圾管理现状及对策研究[J].上海环境科学, (1):43–46. |
| [9] | 刘春雨.2009.生活垃圾湿解制肥工艺[J].节能与环保, (4):30–31. |
| [10] | 马广智, 林盛, 牛晨蕾, 等.2009.广东省家庭厨房垃圾现状的调查及处理对策的初步分析[J].现代食品科技, (12):1472–1474. |
| [11] | Mahmoud I B, Medhioub M, Rigane H, et al. 2007.Evolution of humic fractions in calcimagnesic soils and brown isohumic soils amended with compost and manure[J]. Compost Science&Utilization, 15 (4): 253. |
| [12] | Moon J, Mun T Y, Yang W, et al. 2015.Effects of hydrothermal treatment of sewage sludge on pyrolysis and steam gasification[J]. Energy Conversion and Management, 103 : 401–407. |
| [13] | Nakhshiniev B, Biddinika M K, Gonzales H B, et al. 2014.Evaluation of hydrothermal treatment in enhancing rice straw compost stability and maturity[J]. Bioresource Technology, 151 : 306–313. |
| [14] | 农传江, 徐智, 汤利, 等.2014.餐厨垃圾特性及处理技术分析[J].环境工程, (S1):626–629. |
| [15] | Prawisudha P, Namioka T, Yoshikawa K. 2012.Coal alternative fuel production from municipal solid wastes employing hydrothermal treatment[J]. Applied Energy, 90 (1): 298–304. |
| [16] | Quitain A T, Faisal M, Kang K, et al. 2002.Low-molecular-weight carboxylic acids produced from hydrothermal treatment of organic wastes[J]. J Hazard Mater, 93 (2): 209–220. |
| [17] | 任连海, 曹栩然.2003.饮食业有机垃圾的产生现状及处理技术研究[J].北京工商大学学报(自然科学版), 21 (2):14–17. |
| [18] | 汪群慧, 马鸿志, 王旭明, 等.2004.厨余垃圾的资源化技术[J].现代化工, (7):56–59. |
| [19] | 翁诗甫. 2010. 傅里叶变换红外光谱分析[M]. 第2版. 北京: 化学工业出版社 . |
| [20] | 杨新华, 孙九胜, 王新勇, 等.2012.生活垃圾堆肥对土壤重金属含量及玉米产量、品质的影响[J].新疆农业科学, (11):2096–2101. |
| [21] | 杨远智, 田文栋, 肖云汉.2004.可降解有机物湿解实验研究[J].工程热物理学报, (3):388–390. |
| [22] | 张光义, 马大朝, 彭翠娜, 等.2013.水热处理抗生素菌渣制备固体生物燃料[J].化工学报, 64 (10):3741–3749. |
| [23] | Zhao P, Shen Y, Ge S, et al. 2014.Clean solid biofuel production from high moisture content waste biomass employing hydrothermal treatment[J]. Applied Energy, 131 : 345–367. |
| [24] | 中华人民共和国农业部.2012.NY 525-2012 中华人民共和国农业行业标准有机肥料标准[S].北京:中华人民共和国农业部 |
| [25] | 周江敏, 代静玉, 潘根兴.2003.土壤中水溶性有机质的结构特征及环境意义[J].农业环境科学学报, 22 (6):731–735. |
| [26] | 朱金龙, 魏自民, 贾璇, 等.2015.湿热水解预处理对餐厨废弃物液相物质转化的影响[J].环境科学研究, 28 (3):440–446. |