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2024 , Vol. 12 >Issue 5: 503 - 510

DOI: https://doi.org/10.3969/j.issn.2095-560X.2024.05.001

Characterization of Aqueous Phase Products of Co-Hydrothermal Liquefaction of Municipal Sludge with Microalgae

  • Botian HAO ,
  • Yunfei DIAO ,
  • Donghai XU , † ,
  • Xuehan GONG ,
  • Mingxin XU ,
  • Peiyao ZHENG
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  • Key Laboratory of Thermo-Fluid Science & Engineering, Ministry of Education, School of Energy and Power Engineering, Xi’an Jiaotong University, Xi’an 710049, China

Received date: 2024-05-31

  Revised date: 2024-06-19

  Online published: 2024-10-31

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版权所有 © 《新能源进展》编辑部
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Abstract

Municipal sludge (MS), as a waste product of urbanization, is a new challenge for urban development, environmental protection, and resource reuse. Co-processing of MS with microalgae can improve the physicochemical properties of biofuels and increase energy efficiency. In this paper, a co-hydrothermal liquefaction experiment of MS and microalgae was carried out to investigate the trends of the aqueous phase product properties, including chemical oxygen demand, total nitrogen, and ammonia nitrogen by regulating the reaction temperature, reaction time, biomass/water ratio, and sludge/ biomass ratio. The best hydrothermal reaction conditions were simulated and optimized by determining the physicochemical properties of the aqueous phase. The results show that the response surface model fits for the characteristics of chemical oxygen demand, total nitrogen, and ammonia nitrogen in the aqueous phase. Among the four operational parameters, the biomass/water ratio and sludge/biomass ratio have the greatest impact on the aqueous phase characteristics. Specifically, at a reaction temperature of 341.44 ℃, a reaction time of 37.81 min, biomass/water ratio of 0.08 g/mL, and sludge/biomass ratio of 0.653, the lowest levels of chemical oxygen demand, total nitrogen, and ammonia nitrogen content in the aqueous phase can be achieved.

Key words： municipal sludge; microalgae; co-hydrothermal liquefaction; aqueous phase

Cite this article

Botian HAO , Yunfei DIAO , Donghai XU , Xuehan GONG , Mingxin XU , Peiyao ZHENG . Characterization of Aqueous Phase Products of Co-Hydrothermal Liquefaction of Municipal Sludge with Microalgae[J]. Advances in New and Renewable Energy, 2024 , 12(5) : 503 -510 . DOI: 10.3969/j.issn.2095-560X.2024.05.001

0 引言

城市污泥水热液化生物原油是一项有前途的技术,可以实现城市污泥无害化处理和资源化利用,用第三代生物质微藻制取的生物油有潜力替代传统石化燃油[1]。目前污泥或微藻水热液化的研究主要集中在单一物质水热液化[2],针对城市污泥和微藻在亚临界条件下共水热液化的研究较少,且多数集中在对生物油的产量和提质的研究[3,4]。然而,除生物原油外,水相产物也是共水热液化的重要副产物,其理化特性对后续水相产物的净化处理、循环利用以及藻类养殖等具有重要影响[5]。因此,本研究以此为切入点,探究关键操作参数对水相产物特性的影响。
本文利用响应曲面建立数学模型,首次探究污泥和微藻在亚临界条件下的反应温度、反应时间、生物质/水比率和城市污泥/生物质比率等典型操作参数对水热液化后的水相化学需氧量、总氮、氨氮特性的影响规律,以及共水热液化对水相特性的影响机制。基于此,未来可以实现城市污泥共水热液化水相产物特性的调控,有利于水热液化水相后续的净化回收和藻类养殖。

1 实验部分

1.1 材料

微藻粉末（小球藻）购自西安金恒化工有限公司;城市污泥取自西安邓家村污水处理中心,后进行了干燥和研磨处理,方便实验时进行加料。微藻和城市污泥基于干燥基的理化性质见表1。
Table 1 Physicochemical properties of microalgae and municipal sludge

表1 微藻和城市污泥的理化性质

原料名称 元素组成/% 工业分析/%
C H O N S 灰分 挥发分 固定碳
微藻 44.47 6.61 40.71 7.70 0.51 3.6 82.4 14.0
城市污泥 45.66 7.02 38.64 6.70 1.98 59.1 36.8 4.1

1.2 实验流程

在共水热液化实验中,反应温度分别设置为300、325、350 ℃,反应时间为20、40、60 min,生物质/水比率为0.08、0.17、0.25 g/mL,污泥/生物质比率为0.2、0.5、0.8。实验中,将定量的污泥、微藻和水（表2）装填入反应釜后,置于盐浴加热至设定的反应温度,此时压力范围为8 ~ 16 MPa。到达反应时间后,将反应釜放入水浴中以快速降温停止反应。随后打开反应釜,加入二氯甲烷充分萃取生物原油,并将所有产物转移至离心管离心,采用滴管将最上层的水相吸出,并转移至样品瓶密封。表2中的每个实验点均为三个重复实验的平均值。
Table 2 Experimental design and results of co-hydrothermal liquefaction of MS and microalgae in aqueous phase

表2 污泥和微藻共水热液化水相产物响应曲面实验设计及结果

实验组别 温度/℃ 时间/min (生物质/水比率)/(g/mL) 污泥/生物质比率 TN/(mg/L) 氨氮/(mg/L) COD/(mg/L)
1 300 20 0.17 0.5 4 599.0 2 913 34 860.0
2 350 20 0.17 0.5 4 918.7 3 606 22 820.0
3 300 60 0.17 0.5 4 713.0 3 158 28 390.0
4 350 60 0.17 0.5 5 059.7 4 278 21 113.3
5 325 40 0.08 0.2 3 107.7 2 270 19 310.0
6 325 40 0.25 0.2 8 705.5 6 390 46 200.0
7 325 40 0.08 0.8 2 363.3 1 602 11 533.7
8 325 40 0.25 0.8 5 424.5 4 229 25 995.0
9 300 40 0.17 0.2 5 571.3 3 496 36 216.7
10 350 40 0.17 0.2 6 321.8 5 456 29 867.5
11 300 40 0.17 0.8 4 083.5 3 003 25 230.0
12 350 40 0.17 0.8 4 298.0 3 388 16 700.0
13 325 20 0.08 0.5 2 813.7 1 752 16 300.0
14 325 60 0.08 0.5 2 858.0 1 941 12 865.0
15 325 20 0.25 0.5 6 450.3 4 770 38 173.3
16 325 60 0.25 0.5 7 273.7 5 650 33 360.0
17 300 40 0.08 0.5 2 822.3 1 728 16 753.3
18 350 40 0.08 0.5 2 760.7 1 978 11 380.0
19 300 40 0.25 0.5 6 768.0 5 002 46 312.5
20 350 40 0.25 0.5 6 412.3 5 414 28 590.0
21 325 20 0.17 0.2 5 424.3 4 078 36 213.3
22 325 60 0.17 0.2 5 882.7 4 332 30 946.7
23 325 20 0.17 0.8 4 163.0 3 246 22 326.7
24 325 60 0.17 0.8 4 767.0 3 633 17 605.0
25 325 40 0.17 0.5 4 601.0 3 322 24 930.0
26 325 40 0.17 0.5 5 236.0 3 792 25 780.0
27 325 40 0.17 0.5 4 560.0 3 516 27 236.7
28 325 40 0.17 0.5 4 918.7 3 642 25 880.0
29 325 40 0.17 0.5 4 546.5 3 660 24 300.0

1.3 实验设计

采用LH-25A型智能消解仪（北京连华永兴科技发展有限公司）和LH-3BA型紫外光多参数水质测定仪（北京连华永兴科技发展有限公司）测定污泥和微藻共水热液化后的水相中化学需氧量（chemical oxygen demand, COD）、总氮（total nitrogen, TN）、氨氮的含量,其中COD量程为20 ~ 1 000 mg/L,TN量程为0.05 ~ 10 mg/L,氨氮量程为0.01 ~ 5 mg/L。采用Design-Expert 10.0.7软件,基于Box Behnken Design（BBD）方法设计实验。研究了反应条件的改变对污泥和微藻共水热液化水相的调控效果,有助于探究水热液化水相后续过程中的净化回收和藻类培养。

1.4 分析方法

依据《水质化学需氧量的测定快速消解分光光度法》（HJ/T 399-2007）对溶液的COD进行测试;依据《水质总氮的测定碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》（GB/T 11894-1989）对溶液的TN浓度进行测试;依据《水质氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法》（HJ 535-2009）对溶液的氨氮浓度进行测试。

2 结果与讨论

2.1 水相化学需氧量分析

水相COD的方差分析如表3所示。
Table 3 Analysis of variance for regression models of COD parameters in the co-hydrothermal liquefaction of MS and microalgae

表3 污泥和微藻共水热液化水相COD参数回归模型方差分析

方差来源 自由度 平方和 均方差 F值 p值 显著性
拟合模型 14 2.37 × 109 1.69 × 108 116.909 5.18 × 1012 显著
反应温度（A） 1 2.74 × 108 2.74 × 108 188.742 1.62 × 109 显著
反应时间（B） 1 5.81 × 107 5.81 × 107 40.117 1.85 × 105 显著
生物质/水比率（C） 1 1.42 × 109 1.42 × 109 979.112 2.33 × 1014 显著
污泥/生物质比率（D） 1 5.25 × 108 5.25 × 108 362.186 2.11 × 1011 显著
AB 1 5.67 × 106 5.67 × 106 3.914 0.067 9 —
AC 1 3.81 × 107 3.81 × 107 26.308 0.000 2 显著
AD 1 1.19 × 106 1.19 × 106 0.820 0.380 4 —
BC 1 4.75 × 105 4.75 × 105 0.328 0.576 1 —
BD 1 7.43 × 104 7.43 × 104 0.051 0.824 2 —
CD 1 3.86 × 107 3.86 × 107 26.647 1.44 × 10-4 显著
A2 1 3.70 × 106 3.70 × 106 2.555 0.132 2 —
B2 1 7.86 × 105 7.86 × 105 0.542 0.473 6 —
C2 1 2.97 × 106 2.97 × 106 2.051 0.174 0 —
D2 1 3.60 × 106 3.60 × 106 2.481 0.137 6 —
残差 14 2.03 × 107 1.45 × 106 — — —
失拟项 10 1.54 × 107 1.54 × 106 1.248 0.448 8 不显著
纯差 4 4.93 × 106 1.23 × 106 — — —
总离差 28 2.39 × 109 — — — —
各操作参数均对水相COD值有显著影响,其影响大小依次为生物质/水比率 > 污泥/生物质比率 > 反应温度 > 反应时间。此外,反应温度和生物质/水比率、生物质/水比率和污泥/生物质比率的交互作用对水相COD的含量影响显著。回归方程适用范围为反应温度300 ~ 350 ℃,停留时间20 ~ 60 min,生物质/水比率0.08 ~ 0.25 g/mL,污泥/生物质比率0.2 ~ 0.8（三个参数的拟合方程使用范围均相同）。回归方程误差统计分析如表4所示,校正决定系数R2 = 0.991 5,远大于0.8,表明回归模型具有统计学意义。
Table 4 Statistical analysis of error in regression equation of water phase parameters

表4 水相参数回归方程误差统计分析

水相参数 R2 调整R2 预测R2 信噪比 响应面变异系数/%
COD 0.991 5 0.983 0 0.959 8 40.397 4.61
TN 0.979 6 0.959 1 0.907 0 27.421 6.14
氨氮 0.980 6 0.961 2 0.900 4 27.817 6.73
采用二阶二次拟合方程拟合水相COD的响应曲面,如式（1）所示,其中A、B、C、D分别为反应温度、反应时间、生物质/水比率和污泥/生物质比率的转换因子（后续拟合方程采用相同的变量）。
$\begin{align} & {{Y}_{\text{COD}}}=25625.33-4774.31A-2201.11B+ \\ & \ \ \ \ \ \ \ \ \ \ 10874.07C-6613.65D+1190.83AB- \\ & \ \ \ \ \ \ \ \ \ \ 3087.29AC-542.21AD+136.25BD- \\ & \ \ \ \ \ \ \ \ \ \ 344.58BC-3107.17CD+755.58{{A}^{2}}+ \\ & \ \ \ \ \ \ \ \ \ \ 348.07{{B}^{2}}-676.98{{C}^{2}}+744.48{{D}^{2}} \\ \end{align}$ (1)
图1展示了四组独立变量对水相COD的影响。水相COD高的主要原因是水热条件下水的溶剂性能增强,受热后水解但并未形成生物油和生物炭的有机分子,未能成功气化为CO2、CO和CH4的分子和部分生物原油溶解在于水中[6]。由图1（a ~ c）可知,COD基本随着反应温度的升高而降低。在较高的温度条件下,原料的气化和聚合重组反应增强,使得水相中的COD含量降低[7]。图1（a、d、e）显示,当反应时间增加时,COD的值随之降低,但相比反应温度,反应时间对COD值的降低速率较为缓慢。反应时间的延长可以略微提高生物油的产量,归因于促进了水相中的有机物冷凝、结晶和再聚合[3]。图1（b、d、f）显示,生物质/水比率的提高对水相COD有着明显的提高作用。增加生物质的含量相当于提升了单位体积水中的有机物浓度,可能导致反应不彻底和有机物在液相中含量的增加[8]。由图1（c、e、f）可知,污泥/生物质比率的提高使得生物质中无机物质的相对含量增加,参与水热液化反应的总有机物相对含量降低,水热反应后的有机成分也随之减少,最终使得水相COD的含量降低。
Fig. 1 Three-dimensional surface plots of reaction time, temperature, biomass/water ratio and sludge/biomass ratio for COD

图1 反应时间、温度、生物质/水比率和污泥/生物质比率对水相COD的三维曲面图

2.2 水相总氮分析

水相TN的方差分析如表5所示。生物质/水比率和污泥/生物质比率对水相TN有显著影响,而反应时间和反应温度对TN影响不明显。此外,生物质/水比率和污泥/生物质比率的交互作用对水相TN含量影响显著。回归方程误差统计分析（表4）显示,回归模型的R2 = 0.979 6,远大于0.8,表明模型的拟合优度和相关性较高。水相TN的二阶二次拟合数学方程如式（2）所示。
$\begin{align} & {{Y}_{TN}}=4772.43+101.16A+182.08B+ \\ & \ \ \ \ \ \ \ \ \ 2025.72C-826.16D+6.75AB- \\ & \ \ \ \ \ \ \ \ \ 73.50AC-133.98AD+194.75BC+ \\ & \ \ \ \ \ \ \ \ \ 36.42BD-634.17CD+6.40{{A}^{2}}+ \\ & \ \ \ \ \ \ \ \ \ 80.75{{B}^{2}}-64.63{{C}^{2}}+229.44{{D}^{2}} \\ \end{align}$ (2)
Table 5 Analysis of variance for regression models of TN parameters in the co-hydrothermal liquefaction of MS and microalgae

表5 污泥和微藻共水热液化水相TN参数回归模型方差分析

方差来源 自由度 平方和 均方差 F值 p值 显著性
拟合模型 14 6.03 × 107 4.30 × 106 47.934 2.29 × 109 显著
反应温度（A） 1 1.23 × 105 1.23 × 105 1.368 0.261 8 —
反应时间（B） 1 3.98 × 105 3.98 × 105 4.431 0.053 8 —
生物质/水比率（C） 1 4.92 × 107 4.92 × 107 548.397 1.25 × 1012 显著
污泥/生物质比率（D） 1 8.19 × 106 8.19 × 106 91.214 1.65 × 107 显著
AB 1 1.82 × 102 1.82 × 102 0.002 0.964 7 —
AC 1 2.16 × 104 2.16 × 104 0.241 0.631 3 —
AD 1 7.18 × 104 7.18 × 104 0.800 0.386 3 —
BC 1 1.52 × 105 1.52 × 105 1.690 0.214 7 —
BD 1 5.30 × 103 5.30 × 103 0.059 0.811 5 —
CD 1 1.61 × 106 1.61 × 106 17.915 0.000 8 显著
A2 1 2.66 × 102 2.66 × 102 0.003 0.957 4 —
B2 1 4.23 × 104 4.23 × 104 0.471 0.503 7 —
C2 1 2.71 × 104 2.71 × 104 0.302 0.591 4 —
D2 1 3.41 × 105 3.41 × 105 3.803 0.071 5 —
残差 14 1.26 × 106 8.98 × 104 — — —
失拟项 10 8.95 × 105 8.95 × 104 0.990 0.553 2 不显著
纯差 4 3.62 × 105 9.05 × 104 — — —
总离差 28 6.15 × 107 — — — —
图2为水相TN含量模型的三维响应曲面图。升高温度使水相中的TN含量略微升高,这是由于蛋白质水解为吸热过程,升高温度能够促进蛋白质的水解速率和水解程度。在水热条件下,蛋白质发生水解脱氨和环化,产生氨基酸、氨和其他含氮化合物[9,10]。反应时间的延长对TN影响较小。尽管反应时间的增加有利于蛋白质的充分水解,增加水相中氨基酸的含量,但也可能导致生物质中碳水化合物水解产生的还原糖与蛋白质水解产生的氨基酸之间发生美拉德反应,生成类黑色素和吡嗪等含氮化合物[10,11]。当反应温度不变时,可以明显观察到水相TN含量随着生物质/水比率的升高而增加,可能原因是增加生物质的含量相当于增加了蛋白质底物的含量,使得反应后的总氮浓度上升。而污泥/生物质比率的提高对水相中总氮的浓度有着明显的抑制作用,这可能是由于与污泥相比,微藻中的蛋白质和脂质的含量更高[12]。
Fig. 2 Three-dimensional surface plots of reaction time, temperature, biomass/water ratio and sludge/biomass ratio for TN

图2 反应时间、温度、生物质/水比率和污泥/生物质比率对水相TN的三维曲面图

2.3 水相氨氮分析

污泥和微藻共水热液化水相氨氮的方差分析如表6所示。反应温度、反应时间、生物质/水比率和污泥/生物质比率均对水相氨氮值有显著影响。此外,反应温度和污泥/生物质比率、生物质/水比率和污泥/生物质比率之间的交互作用对水相氨氮含量影响显著。回归方程误差统计分析如表4所示。回归模型的R2 = 0.980 6,大于0.8,表明模型的拟合优度和相关性较高。
Table 6 Analysis of variance of ammonia nitrogen in the co-hydrothermal liquefaction of MS and microalgae in aqueous phase

表6 污泥和微藻共水热液化水相氨氮方差分析

方差来源 自由度 平方和 均方差 F值 p值 显著性
拟合模型 14 4.22 × 107 3.02 × 106 50.506 1.61 × 10-9 显著
反应温度（A） 1 1.94 × 106 1.94 × 106 32.430 5.54 × 105 显著
反应时间（B） 1 5.75 × 105 5.75 × 105 9.633 0.007 8 显著
生物质/水比率（C） 1 3.39 × 107 3.39 × 107 568.660 9.79 × 10-13 显著
污泥/生物质比率（D） 1 3.99 × 106 3.99 × 106 66.874 1.06 × 106 显著
AB 1 4.56 × 104 4.56 × 104 0.764 0.397 0 —
AC 1 6.56 × 103 6.56 × 103 0.110 0.745 2 —
AD 1 6.20 × 105 6.20 × 105 10.388 0.006 1 显著
BC 1 1.19 × 105 1.19 × 105 2.000 0.179 2 —
BD 1 4.42 × 103 4.42 × 103 0.074 0.789 5 —
CD 1 5.58 × 105 5.58 × 105 9.341 0.008 5 显著
A2 1 8.98 × 102 8.98 × 102 0.002 0.969 6 —
B2 1 8.72 × 103 8.72 × 103 0.015 0.905 5 —
C2 1 5.32 × 104 5.32 × 104 0.891 0.361 3 —
D2 1 2.84 × 105 2.84 × 105 4.750 0.046 9 显著
残差 14 8.36 × 105 5.97 × 104 — — —
失拟项 10 7.10 × 105 7.10 × 104 2.261 0.224 3 不显著
纯差 4 1.26 × 105 3.14 × 104 — — —
总离差 28 4.30 × 107 — — — —
水相氨氮的二阶二次拟合数学方程如式（3）所示。
$\begin{align} & {{Y}_{}}=3586.40+404.67A+218.92B+ \\ & \ \ \ \ \ \ \ \ \ \ 1681.96C-576.79D+106.75AB+ \\ & \ \ \ \ \ \ \ \ \ \ 40.50AC-393.75AD+172.75BC+ \\ & \ \ \ \ \ \ \ \ \ \ 33.25BD-373.37CD-3.72{{A}^{2}}- \\ & \ \ \ \ \ \ \ \ \ \ 11.60{{B}^{2}}-90.53{{C}^{2}}+209.09{{D}^{2}} \\ \end{align}$ (3)
图3为水相氨氮含量模型的三维响应曲面图,分别揭示了四组独立变量对水相中氨氮的相互影响。图3（a ~ c）中明显看出,反应温度升高会明显增大水相中的氨氮浓度。这主要是由于水热液化中的氨基酸脱氨反应是水溶液中氨的主要来源[13],而温度的升高促进了蛋白质的水解,生成低分子量的氨基酸和氨等物质[14],使得水相中的氨氮浓度上升。由图3（b、d、e）可知,沿着生物质/水比率增大的方向,等高线密集程度和曲面倾斜角度明显强于其垂直角度。生物质/水比率对水相中氨氮含量的影响程度最大。增加生物质/水比率,可以提高水热液化反应中生物质的相对含量,减少溶剂水的相对含量。同时,反应过程中传质传热条件变差,蛋白质水解后的氨基酸和含氨氮有机物无法顺利转化为生物油,进而积聚在水相中,升高水相氨氮含量。从图3（a、d、e）可以观察到,反应时间的增加会略微提升水相中的氨氮含量,可能归因于蛋白质的水解是吸热反应,反应时间的延长会使蛋白质水解更加充分,使水相中的氨基酸和含氨氮的有机物增加。由图3（c、e、f）可知,污泥/生物质比率的升高对水相中氨氮含量有着显著的抑制作用。主要原因是相比于污泥,微藻的灰分含量低,蛋白质含量高,微藻的脂质中也含有少量的氮元素。图3（c）反映了反应温度和污泥/生物质比率对水相氨氮含量的影响,在最高反应温度和最低污泥/生物质比率下,氨氮含量达到最大。
Fig. 3 Three-dimensional surface plots of reaction time, temperature, biomass/water ratio, and sludge/biomass ratio for ammonia nitrogen

图3 反应时间、温度、生物质/水比率和污泥/生物质比率对水相氨氮的三维曲面图

2.4 实验验证

如表7所示,利用实验设计软件对建立的响应面模型进行预测计算,获得水相COD、TN、氨氮均达到最高值的反应条件为：反应温度308.77 ℃、反应时间58.96 min、生物质/水比率0.25、污泥/生物质比率0.201,可靠度为0.982。而三种因素均达到最低值的反应条件为：反应温度341.44 ℃、反应时间37.81 min、生物质/水比率0.08、污泥/生物质比率0.653,可靠度为0.953。实验结果表明,预测结果具有较高的置信水平。
Table 7 Results of aqueous phase optimisation for MS and microalgae co-hydrothermal liquefaction

表7 污泥和微藻共水热液化的水相结果

响应目标 反应条件 水相参数 可靠度
温度/℃ 时间/min 生物质/水比率 污泥/生物质比率 COD/(mg/L) TN/(mg/L) 氨氮/(mg/L)
最高（预测） 308.77 58.96 0.25 0.201 48 373.9 8 709.1 6 054.7 0.982
最高（实验） 45 490.0 9 467.0 6 568.0 —
最低（预测） 341.44 37.81 0.08 0.653 11 629.1 2 716.4 1 583.7 0.953
最低（实验） 12 737.0 2 972.0 1 725.0 —

3 结论

通过实验探究了污泥和微藻共水热液化过程中水相的理化性质,采用响应曲面法分析了不同影响因素对水相COD、总氮、氨氮的影响。研究结果表明,影响水相COD的显著因素为生物质/水比率、污泥/生物质比率、反应温度和反应时间;影响水相TN的显著因素为生物质/水比率和污泥/生物质比率;影响水相氨氮的显著因素为生物质/水比率、污泥/生物质比率、反应温度和反应时间。响应曲面法的拟合结果表明,可以通过控制反应条件来调控水相的理化性质。水相COD、TN、氨氮均达到最高值的反应条件为：反应温度308.77 ℃,反应时间58.96 min,生物质/水比率0.25 g/mL,污泥/生物质比率0.201;均达到最低值的反应条件为反应温度341.44 ℃,反应时间37.81 min,生物质/水比率0.08 g/mL,污泥/生物质比率0.653。

References

Publishing order | Descend order by publishing year | Descend order by cited within
[1]
HAO B T, XU D H, WANG Y, et al. Catalytic hydrothermal liquefaction of municipal sludge for biocrude production over non-noble bimetallic catalyst in ethanol solvent[J]. Fuel, 2023, 331: 125812. DOI: 10.1016/j.fuel.2022.125812.

[2]
赵爽. 城市污泥与自培育小球藻共快速水热液化制取生物原油研究[D]. 镇江: 江苏大学, 2021. DOI: 10.27170/d.cnki.gjsuu.2021.000653.

[3]
BISHT B, GURURANI P, PANDEY S, et al. Multi-stage hydrothermal liquefaction modeling of sludge and microalgae biomass to increase bio-oil yield[J]. Fuel, 2022, 328: 125253. DOI: 10.1016/j.fuel.2022.125253.

[4]
XU D H, WANG Y, LIN G K, et al. Co-hydrothermal liquefaction of microalgae and sewage sludge in subcritical water: ash effects on bio-oil production[J]. Renewable energy, 2019, 138: 1143-1151. DOI: 10.1016/j.renene.2019.02.020.

[5]
盖超. 低脂微藻水热液化生物油实验研究与机理分析[D]. 济南: 山东大学, 2014.

[6]
BASAR I A, LIU H, ESKICIOGLU C. Incorporating hydrothermal liquefaction into wastewater treatment - part III: aqueous phase characterization and evaluation of on-site treatment[J]. Chemical engineering journal, 2023, 467: 143422. DOI: 10.1016/J.CEJ.2023.143422.

[7]
LIU H, BASAR I A, LYCZKO N, et al. Incorporating hydrothermal liquefaction into wastewater treatment - part I: process optimization for energy recovery and evaluation of product distribution[J]. Chemical engineering journal, 2022, 449: 137838. DOI: 10.1016/J.CEJ.2022.137838.

[8]
CHENG S N, D’CRUZ I, WANG M C, et al. Highly efficient liquefaction of woody biomass in hot- compressed alcohol-water co-solvents[J]. Energy & fuels, 2010, 24(9): 4659-4667. DOI: 10.1021/ef901218w.

[9]
孙衍卿, 孙震, 张景来. 污泥水热液化水相产物中氮元素变化规律的研究[J]. 环境科学, 2015, 36(6): 2210-2215. DOI: 10.13227/j.hjkx.2015.06.039.

[10]
GAI C, ZHANG Y H, CHEN W T, et al. Characterization of aqueous phase from the hydrothermal liquefaction of Chlorella pyrenoidosa[J]. Bioresource technology, 2015, 184: 328-335. DOI: 10.1016/j.biortech.2014.10.118.

[11]
LENG L J, ZHOU W G. Chemical compositions and wastewater properties of aqueous phase (wastewater) produced from the hydrothermal treatment of wet biomass: a review[J]. Energy sources, part a: recovery, utilization, and environmental effects, 2018, 40(22): 2648-2659. DOI: 10.1080/15567036.2018.1495780.

[12]
MATRICON L, ROUBAUD A, HAARLEMMER G, et al. The challenge of nitrogen compounds in hydrothermal liquefaction of algae[J]. The journal of supercritical fluids, 2023, 196: 105867. DOI: 10.1016/j.supflu.2023.105867.

[13]
BASAR I A, LIU H, CARRERE H, et al. A review on key design and operational parameters to optimize and develop hydrothermal liquefaction of biomass for biorefinery applications[J]. Green chemistry, 2021, 23(4): 1404-1446. DOI: 10.1039/D0GC04092D.

[14]
LIU C H, YUE Z B, MA D, et al. Integration of hydrothermal liquefied sludge as wastewater for anaerobic treatment and energy recovery: aqueous phase characterization, anaerobic digestion performance and energy balance analysis[J]. Journal of water process engineering, 2024, 60: 105096. DOI: 10.1016/J.JWPE.2024.105096.

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