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王文超，賀清堯，余歌，劉璐，晏水平
（華中農業大學工學院，湖北 武漢 430070）
摘要：作為生物質厭氧發酵產沼氣的副產物，沼液呈弱堿性，并富含刺激植物生長的有益成分，理論上可作為一種融合CO2吸收和CO2物儲存的可再生吸收劑，但沼液CO2吸收性能需要強化。外源CO2吸收劑的添加有助于提升沼液的CO2吸收性能，但也會影響沼液的植物生理毒性。因此，本文在經典鼓泡式CO2吸收裝置中，研究了6種典型外源吸收劑對沼液CO2吸收性能及植物生理毒性的影響，探究了沼液濃縮倍數和外源吸收劑添加量對沼液CO2吸收性能的提升效果，并從植物生理毒性及總磷含量角度探討了其對沼液農業應用的影響。結果表明：減壓濃縮對沼液中主要有害物質氨氮具有脫除作用，當沼液被濃縮到5倍時，氨氮脫除率可達87.69%。
與直接向原沼液中引入低濃度外源吸收劑相比，通過向濃縮沼液中添加高濃度吸收劑不僅可大幅提高單位體積沼液的CO2攜帶量，而且將富CO2沼液稀釋至濃縮前的體積后，其種子發芽指數（GI值）也優于原沼液。同時，外源吸收劑的添加對沼液中總磷具有一定脫除作用，降低了沼液應用過程中磷對環境的潛在危害。6種外源吸收劑中，乙醇胺（MEA）在提高沼液CO2吸收性能及降低植物生理毒性等方面具有綜合優勢。
生物天然氣或生物甲烷是指將沼氣中以CO2為主的雜質氣體提純凈化后，使CH4含量提升至天然氣標準的一種高品位能源，是替代化石天然氣的重要可再生能源之一[1-2]。生物天然氣制備的關鍵在于沼氣CO2高效低成本分離。在眾多沼氣CO2分離技術中，CO2化學吸收法具有高CO2分離效率、低CH4損失、高CH4純度和操作簡便等優勢，是近期有望大規模推廣應用的技術之一[3-5]。沼氣CO2化學吸收法的瓶頸在于富CO2吸收劑溶液（簡稱富液）的再生熱耗高[6]。如果在實際應用中能摒棄化學吸收法工藝的富液熱再生部分，只保留CO2吸收分離部分，將可能會降低化學吸收法成本。然而摒棄富液熱再生的CO2化學吸收工藝又衍生出了新的問題，即對CO2化學吸收劑的消耗量巨大。因此，選擇合適的吸收劑成為其是否可以成功應用的關鍵。沼液作為生物質厭氧發酵產沼氣的副產物，具有產量大、廉價、可再生和對植物生長有益等特點，且為弱堿性，具有吸收CO2的能力[7]。如能將其作為吸收劑進行沼氣CO2分離，并使富CO2沼液直接進行農業澆灌應用，則可在規避富液熱再生能耗的同時利用植物固定CO2[7-8]，理論上實現降低沼氣提純能耗和主要溫室氣體CO2凈負排放的雙贏效果[9]。
前期研究結果表明，沼液具有一定的CO2吸收能力，但其CO2凈攜帶量太小，需要進行強化[5]。引入外源CO2吸收劑可以有效提高沼液CO2吸收性能[8]，但由于各種吸收劑對生物具有不同程度的急性毒性[10]，必須將外源吸收劑的添加濃度控制在很低的范圍內，以保證引入外源吸收劑后沼液依然具有可接受的植物生理毒性。因此，如何提高添加濃度，并保證沼液較低的植物生理毒性是外源吸收劑強化沼液CO2吸收研究中亟需解決的問題。對沼液進行濃縮，能在一定程度上提高沼液CO2的吸收能力[11]。同時，在濃縮后的沼液中可添加更高濃度的吸收劑用于CO2吸收，并對富CO2濃縮沼液按濃縮倍數稀釋后進行農業施用，理論上能在提升沼液的總體CO2吸收性能的基礎上，保證沼液較低的植物生理毒性，不影響其農業生態應用。基于此，本文以沼液的飽和CO2吸收負荷、種子發芽指數和總磷含量為指標，研究了不同沼液濃縮程度下，外源吸收劑種類對沼液CO2吸收性能的強化效果及富CO2沼液農業生態應用的影響。
1材料與方法
1.1試驗材料與測試儀器
沼液取自湖北省應城市曹大村大型沼氣工程，該工程以豬糞為主要原料，在35℃下中溫發酵。沼液在室溫[(25±5)℃]下密封保存至不再產氣后，采用TSZ5-WS型低速多管架自動平衡離心機（湖南湘儀離心機儀器有限公司）以4000r/min離心操作20min，取上清液儲存備用。沼液的電導率使用DDS-307A型電導率儀測試（上海儀電科學儀器股份有限公司），pH使用METTLER FE20型pH計測試（美國梅特勒公司），濁度使用WZT-1型光電濁度儀（上海勁佳科學儀器有限公司）測試，黏度使用NDJ-8S型旋轉式黏度計（上海佑科儀器儀表有限公司）測試，COD采用CM-03型便攜式COD水質測定儀（北京雙暉京承電子產品有限公司）測試，沼液的硬度和氨氮含量采用SmartChem200型全自動間斷化學分析儀（意大利AMS公司）測試。
1.2沼液濃縮
沼液采用減壓方式進行濃縮，具體試驗過程可詳見文獻[11]。每次在RE-52AA型旋轉蒸發儀（上海亞榮生化儀器廠）的旋轉蒸發瓶中加入300mL沼液，調節轉速保持旋轉蒸發瓶在50℃的水浴鍋內中速均勻旋轉，旋轉蒸發儀一端的冷凝管與SHZ-DIII型循環水式真空泵（鞏義市予華儀器有限責任公司）連接。調節真空泵，使旋轉蒸發儀內部壓力穩定在2kPa左右，蒸發出的氣相部分在冷凝管中冷凝，冷凝液被回收后確定體積，進而通過原始沼液與剩余沼液的體積比來確定沼液濃縮倍數。冷凝管中通入由DL5B-5/25型低溫冷卻液循環泵（鞏義市予華儀器有限責任公司）制備的–10℃低溫酒精。
1.3外源吸收劑
沼液中引入的外源吸收劑選擇目前應用最廣的醇胺類吸收劑[12]和兼具環境友好和高CO2吸收性能的氨基酸類吸收劑[13-15]，包括乙醇胺（monoethanolamine，MEA）、二乙醇胺（diethanolamine，DEA）、三乙醇胺（triethanoamine，TEA）、L-精氨酸（L-arginine，ARG）、精氨酸鉀（potassium L-argininate，PA）和氨基乙酸鉀（potassium glycinate，PG）。其中PA和PG分別由精氨酸和甘氨酸與等物質的量KOH中和反應而制備。由于吸收劑對植物生長具有毒害作用，為保證施用沼液具有較低的植物生理毒性，外源吸收劑的引入濃度不宜太高。文獻[16]曾做過關于部分吸收劑的生理毒性的研究，對于醇胺類吸收劑，保證原沼液低生理毒性的最適添加濃度為0.1mol/L，本文中氨基酸類吸收劑的最適添加濃度參照醇胺類吸收劑。因此，為保證沼液經過“濃縮-吸收劑強化吸收-按濃縮倍數稀釋”過程后具有可接受的生理毒性，沼液中外源吸收劑的最終濃度均設定為0.1mol/L，即在原沼液、濃縮倍數為2的沼液（即濃縮后沼液體積為原沼液一半，簡稱為2倍濃縮沼液）、3倍濃縮沼液、4倍濃縮沼液和5倍濃縮沼液中添加的吸收劑濃度分別為0.1mol/L、0.2mol/L、0.3mol/L、0.4mol/L、0.5mol/L。
1.4 CO2吸收試驗
沼液的CO2吸收試驗流程如圖1所示。在三口燒瓶中加入200mL不同的沼液，調節DF-101S型集熱式恒溫加熱磁力攪拌器（鞏義市予華儀器有限責任公司）保持CO2吸收試驗所需的溫度，調節磁力攪拌旋鈕，使三口燒瓶中的磁力轉子以約500r/min均勻轉動。待溫度穩定，打開質量流量控制器（MFC-D07型，北京七星華創電子股份有限公司），調節CO2流量為0.6L/min，CO2氣體經過緩沖瓶進入水洗瓶，水飽和后的CO2氣體進入三口燒瓶，通過鼓泡石通入沼液中進行CO2吸收，三口燒瓶中產生的揮發氣體與CO2混合氣體通過冷凝管冷卻后排空，冷凝液體回流至三口燒瓶。CO2吸收開始后每隔5min取樣5mL測試其CO2負荷，且在每次取樣后補充5mL沼液，以保證三口燒瓶中沼液總量不變。CO2負荷測試及計算方法可參見文獻[17]。
1.5植物生理毒性測試
植物生理毒性試驗中，所測試的沼液、吸收劑強化沼液及吸收劑溶液均吸收CO2至飽和。不同濃縮倍數的沼液首先進行稀釋后，再進行植物生理毒性測試。稀釋倍數等于其對應的濃縮倍數，即2、3、4、5倍濃縮沼液預先分別稀釋2、3、4、5倍，以保證稀釋后的沼液中的外源吸收劑濃度相同（均為0.1mol/L）。富CO2的沼液、吸收劑強化沼液及吸收劑溶液的植物生理毒性用白菜種子的發芽指數評價。種子發芽試驗中，取0.5mL沼液（原沼液、稀釋后的濃縮沼液及吸收劑強化沼液）或吸收劑溶液樣品用蒸餾水稀釋至5.0mL制備成培養液，以蒸餾水作為空白組，并按標準方法進行大白菜的種子發芽試驗，試驗方法及種子發芽指數（germination index，GI）計算方法可參見文獻[7]。每組種子發芽試驗選取20顆白菜種子，并設置2組重復試驗。植物生理毒性的大小可通過GI值來表征，GI值越高表明具有更低的植物生理毒性，當GI值高于0.8時表明水樣對種子發芽無明顯影響，可用來進行農業或園藝灌溉施用，而GI值低于0.6時表明水樣具有明顯抑制作用[7]。
2結果與討論
2.1減壓濃縮對沼液理化特性參數的影響
表1反映了沼液中部分參數隨濃縮程度的變化情況。原沼液CO2初始負荷約為0.14mol/L，主要以HCO3–和CO32–等形式存在[11]。從沼液中CO2總量角度來看，在減壓濃縮過程中，CO2不斷被脫除，其中5倍濃縮沼液的CO2脫除率可達74.19%。由于CO2、揮發酸（volatile fatty acid，VFA）的脫除及OH–的富集，沼液pH隨濃縮倍數增加而升高，沼液pH由初始7.76可提升至8.65（5倍濃縮沼液）。沼液濃縮過程中，pH升高和合適的溫度均有利于沼液中NH4+向自由氨（NH3）的轉化[18]，而減壓條件下又降低了氣相中NH3(g)分壓及水蒸氣分壓，促進液相中NH3(aq)向氨氣NH3(g)轉化，進一步提高了氨氮的去除率。因此，沼液濃縮5倍后，氨氮含量最低（913.17mg/L），氨氮去除率為87.69%。從表1還可以看出，沼液的電導率（EC）隨沼液濃縮倍數增加而升高，但并不呈線性關系，主要原因在于沼液濃縮提高沼液中Na+、K+、NH4+、CO32–、HCO3–等可溶性鹽離子濃度的同時，也伴隨著NH4+和CO2的損失。
研究表明，當土壤浸提液的EC值超過2.5mS/cm時，敏感作物生長會受影響[19]。而將濃縮沼液稀釋至濃縮前體積，EC值遠低于原沼液。沼液中NH4+、EC、COD等指標的降低有利于綜合減少沼液施用后對植物的毒性及環境的污染。因此，沼液濃縮將會更有利于沼液的施用。
2.2外源吸收劑對沼液CO2吸收性能的影響
由表1可知，沼液濃縮倍數越高，黏度越大，CO2在沼液中的擴散速率越低，不利于沼液的CO2吸收，沼液達到CO2吸收飽和所需的時間會更長。因此，在高濃縮倍數條件下更能反映出外源吸收劑種類對沼液CO2吸收速率的影響。圖2反映不同外源吸收劑強化后，5倍濃縮沼液在15℃和35℃下的CO2吸收性能。15℃條件下，PG和ARG強化后的沼液能在15min左右后達到CO2吸收飽和，而TEA強化后的沼液在30min后才能基本達到吸收飽和。
很顯然，外源吸收劑的CO2吸收速率對沼液體系的吸收速率起到決定性作用，而PG、ARG和PA吸收劑較另外3種醇胺類吸收劑擁有更高的CO2吸收速率[20]，因而其能快速達到CO2吸收飽和。而作為三級胺的TEA吸收劑，其在CO2吸收過程中主要是催化CO2的水解反應，其CO2反應速率最低[13,20]，因此添加TEA的沼液需要更長的時間才能達到CO2反應平衡。從圖2還可知，提高沼液體系的CO2吸收溫度，有利于縮短體系達到CO2吸收飽和所需的時間，能將吸收飽和時間縮短5～15min。其主要原因是吸收溫度提高有利于增加吸收劑對CO2的吸收反應速率，同時還能降低沼液體系的黏度，增加了CO2在體系中的擴散系數，有利于提高CO2在體系中的傳質速率。
研究中，從CO2凈吸收量角度考慮了外源吸收劑對不同濃縮倍數沼液CO2吸收能力的影響，如表2所示。沼液經過濃縮對其CO2凈吸收負荷有一定提升作用（最高提升75.03%），而引入外源吸收劑則可大幅提高沼液的CO2凈吸收負荷，其中PA強化沼液的CO2凈吸收量較其他吸收劑具有明顯優勢，如5倍濃縮沼液在15℃條件下吸收飽和時，CO2凈吸收量可達到0.68mol/L，明顯優于其他吸收劑的強化效果（CO2凈吸收量主要集中在0.37～0.42mol/L范圍）。其主要原因在于PA分子結構中含有多個氨基基團，擁有更多的CO2反應活性位點，較其他吸收劑具有更高的CO2攜帶能力[13,20]。從表2中還可知，吸收劑強化后沼液的CO2凈吸收量基本與沼液的濃縮倍數呈數線性相關，這主要是因為沼液中外源吸收劑的添加濃度隨濃縮倍數成倍增加。盡管沼液對酸性和堿性物質均有一定緩沖作用[11]，但其CO2飽和負荷量受沼液成分影響一致，表明可以通過向高濃縮倍數沼液中添加高濃度吸收劑，大幅提升單位體積沼液的CO2攜帶量。在試驗的溫度范圍內，溫度對沼液CO2吸收性能的影響并不顯著。
2.3外源吸收劑對沼液植物生理毒性的影響
吸收CO2至飽和的濃縮沼液（富碳沼液）經過稀釋（稀釋倍數與濃縮倍數對應，即2、3、4、5倍濃縮沼液分別用水稀釋2、3、4、5倍）后統一進行植物生理毒性試驗，圖3反映了濃縮沼液的植物生理毒性。原沼液在2個吸收溫度下的種子發芽指數（GI值）均低于0.6，說明原沼液對白菜種子發芽有明顯抑制作用。而經過“濃縮-稀釋”過程的濃縮沼液表現出較低的植物生理毒性，其GI值均高于0.8，對種子發芽無明顯影響，甚至3、4倍濃縮沼液在15℃下吸收CO2飽和后的GI值高于1，具有促進種子發芽的作用。沼液對種子發芽的抑制作用主要來自于沼液中的NH4+含量，其作為一種陽離子表面活化劑[21]可自由滲透植物細胞膜，毒害細胞并破壞正常功能[22]。由于沼液中氨氮在濃縮過程被脫除（表1），因此濃縮沼液中NH4+總量出現下降，而其被稀釋后，NH4+濃度將遠低于原沼液，因此大幅降低了沼液的植物生理毒性。在15℃和35℃兩個溫度下吸收CO2飽和的沼液，其植物生理毒性差異并不明顯。
外源吸收劑強化的富碳沼液的植物生理毒性如圖4所示。從圖中可以看出，引入外源吸收劑后，依然是經過“濃縮-稀釋”過程的濃縮沼液擁有更高的GI值。從圖4(a)中可知，在吸收溫度為15℃時，添加MEA與TEA的沼液GI值普遍高于其他吸收劑，MEA對低濃縮倍數的沼液毒性較低，而TEA則對高濃縮倍數的沼液毒性較低，原因是盡管MEA、TEA及自然型氨基酸類吸收劑自身的急性毒性都處于較低水平[10]，但吸收CO2飽和后會形成毒性不同的兩種產物。有機胺類吸收劑與CO2主要以氨基甲酸鹽的形式結合[23]，而氨基酸類吸收劑與CO2反應生成氨基甲酸酯[24]，氨基甲酸酯對種子發芽及幼芽生長有極強的抑制作用，是農藥的主要成分[25]，所以引入醇胺類吸收劑的沼液的GI值均遠高于引入氨基酸類吸收劑的沼液。從圖4（b）來看，在吸收溫度為35℃條件下，依然是MEA與TEA擁有較高的GI值，且TEA強化沼液的GI值要優于MEA。比較圖4(a)和(b)，發現吸收溫度的差異對MEA強化沼液的植物生理毒性影響較大，而對其他吸收劑并沒有明顯影響，這可能是由于試驗誤差所引起。
濃縮沼液經過稀釋后，其中引入的吸收劑濃度均為0.1mol/L，而在此濃度下氨基酸類吸收劑對種子發芽具有很強的抑制作用。因此，需要繼續探討氨基酸類吸收劑的最適添加濃度。圖5反映了3種氨基酸類吸收劑15℃下吸收CO2飽和后的植物生理毒性隨濃度變化關系。從圖中可以看出，在濃度高于0.02mol/L時，3種吸收劑的植物生理毒性出現較大差異，PG的植物生理毒性最低，表明其具有較高的臨界添加濃度，如濃度為0.06mol/L時，富CO2的PG溶液GI值為0.8，對種子發芽無明顯影響。但當濃度升高至0.1mol/L時，其GI值低于0.6，表現出明顯的抑制作用。而吸收劑PA、ARG分別在濃度達到0.035mol/L和0.025mol/L時，GI值低于0.8，即對種子發芽產生影響。而當ARG濃度達到0.04mol/L、PA添加濃度達到0.07mol/L時，將會對種子發芽產生明顯的抑制作用。顯然，從植物生理毒性角度考慮，氨基酸類吸收劑中PG為最適添加吸收劑，且添加濃度不宜超過0.08mol/L。
2.4外源吸收劑對沼液中總磷含量的影響
磷元素是植物生長必需的營養元素，但沼液中過高的磷含量使其應用時極易造成水質污染[26]。圖6反映了濃縮對沼液中總磷（total phosphorous，TP）含量的影響。體積1L的原沼液中TP總量為12.30mg，經過濃縮后沼液中TP總量降低，濃縮過程對沼液中TP有一定脫除作用。濃縮程度高于4倍時，TP脫除效果明顯，5倍沼液TP脫除率達到60.7%。沼液中的磷元素主要以無機磷的形式存在，包括正磷酸鹽（total orthophosphate，PT）、磷酸氫根HPO42–和磷酸二氫根H2PO4–，而沼液中TP的脫除主要是PT、HPO42–與Ca2+、Mg2+存在兩種沉淀機制，即形成磷酸鎂沉淀和磷酸鈣沉淀，pH是影響沼液中TP脫除機制的關鍵因素[26]。磷酸鈣沉淀包括5種形式：羥磷灰石[HTP，Ca5(PO4)3OH]、白磷鈣石[TCP，Ca3(PO4)2]、磷酸八鈣[OCP，Ca8(HPO4)2(PO4)4·5H2O]、三斜磷鈣石（DCP，CaHPO4）和鈣磷石（DCPD，CaHPO4·2H2O），其中最穩定且可能沉淀下來的是HTP[27-28]，HTP沉淀的形成是由一系列反應建立起來，如DCPD先行沉淀反應（需要pH處于較低范圍），所以沼液濃縮過程中形成HTP沉淀的過程較為復雜困難[28]，并不是最主要的TP脫除機制。形成磷酸鎂沉淀的形式主要為：鳥糞石（MgNH4PO4·6H2O）、鎂磷石（MgHPO4·3H2O）、磷酸三鎂（Mg3(PO4)2·8H2O，Mg3(PO4)2·22H2O），其中鎂磷石沉淀反應存在的條件為pH＜6.0，而磷酸三鎂在6<pH<9的環境中沉淀速率非常慢，基本不會存在于沼液中[28]。鳥糞石沉淀（MgNH4PO4·6H2O）的形成需要較高pH，在沼液中的反應如式(1)所示[26]。
由表1可以看出，沼液濃縮過程中pH可由7.76提高到8.65，且其中的Mg2+、Ca2+離子濃度明顯增加，pH提高及Mg2+、Ca2+離子富集均有利于沼液中磷酸鎂和磷酸鈣沉淀的形成，而形成鳥糞石沉淀是沼液中TP脫除的主要機制。
從圖6中還可以看出，外源吸收劑的引入對原沼液及濃縮沼液均有明顯的脫磷效果。主要是由于原沼液中引入各種吸收劑后，沼液pH被提升至9～10，均處于形成鳥糞石沉淀的適宜pH范圍，因此TP總量下降明顯。其中，PA強化后沼液體系的pH最高，TP脫除率可達到69.1%。外源吸收劑對原沼液、2倍及3倍濃縮沼液中的TP脫除效果明顯，而對于更高濃縮程度的沼液效果卻不明顯。其原因在于盡管引入吸收劑的4、5倍沼液體系擁有更高的pH，但沼液中參與形成鳥糞石沉淀反應的NH4+濃度降低（表1），且從圖6中可知，4倍和5倍濃縮沼液的TP含量大幅下降，從形成鳥糞石沉淀反應所需離子的角度來講，很難實現TP更進一步的脫除。濃縮及外源吸收劑的引入，均對沼液中TP具有一定脫除效果，在濃縮沼液中引入外源吸收劑將獲得更高的TP脫除率，有利于沼液后期處理及應用。
2.5研究展望
通過引入外源吸收劑明顯提高了沼液的CO2負荷量，理論上可在沼氣工程中利用吸收劑強化后的沼液將沼氣中CH4含量提高至天然氣標準，可實現沼氣和沼液的高值化利用，是沼液資源化利用的一種新途徑。同時，沼液作為CO2的載體，在農業施用過程中將CO2轉移、固定于植物機體中，這一碳捕集-固定的過程具有重要的環境意義。相比傳統的化學吸收工藝，利用沼液進行CO2單循環吸收規避了能耗最高的再生部分，但增加了吸收劑的消耗量。目前工業上使用的CO2化學吸收劑成本較高，如目前應用最廣泛的MEA的價格約為20000元/t，因此后期還需重點對更低成本的吸收劑進行篩選。
另外，沼液濃縮過程伴隨著氨氮的分離，如果回收、富集沼液濃縮過程中分離的氨氮，可在降低沼液氨氮的同時得到一種主要的吸收劑——氨水，而在分離了氨氮的沼液中采用本文的方法添加外源吸收劑，可實現總體沼液CO2吸收能力的大幅提升與吸收劑總消耗量的降低，可能會帶來更好的經濟性。
3結論
（1）通過向濃縮沼液中添加高濃度吸收劑與直接向原沼液中引入吸收劑相比，大幅提高了單位體積沼液的CO2攜帶量。濃縮過程對沼液中以氨氮為主的有害物質脫除明顯，當濃縮倍數達到5倍時，氨氮脫除率可達87.69%，在稀釋施用時，使濃縮沼液具有更低的植物生理毒性。但同時沼液黏度會隨濃縮程度線性增加，這會導致濃縮沼液對CO2吸收速率下降，在CO2吸收過程中可能需要更高的溫度。
（2）在相同添加濃度下，沼液中引入氨基酸類吸收劑的植物生理毒性遠高于醇胺類吸收劑，盡管PA在高吸收負荷上具有一定優勢，但其稀釋后進行農業應用時，濃度須控制在0.035mol/L才能避免影響沼液應用，而此時其對于沼液CO2攜帶量的提升并沒有實際優勢。濃縮沼液中引入醇胺類吸收劑MEA在吸收負荷、吸收速率及植物生理毒性方面具有綜合優勢，稀釋后應用時，添加濃度控制在0.1mol/L最為合適。MEA強化的5倍沼液，35℃吸收飽和時CO2負荷可達0.40mol/L，是5倍沼液的14.8倍，且吸收10min即達到CO2負荷飽和。
（3）濃縮過程及引入外源吸收劑均能提高沼液pH，使得沼液中磷元素以沉淀形式脫除，脫除率最高可達75.6%，大幅降低沼液施用時對環境帶來的危害。
參考文獻
[1]鄭戈，張全國.沼氣提純生物天然氣技術研究進展[J].農業工程學報，2013，29（9）：1-8.
[2]MCLEOD A，JEFFERSON B，MCADAM E J.Biogas upgrading by chemical absorption using ammonia rich absorbents derived from wastewater[J].Water Research，2014，67C：175-186.
[3]賀清堯，蔡凱，晏水平,等.有機胺基氨基酸鹽混合吸收劑對沼氣中CO2的分離特性[J].化工進展，2015，34（3）：857-862.
[4]陳思銘，張永春，郭超,等.醇胺溶液吸收CO2的動力學研究進展[J].化工進展，2014，33（s1）：1-13.
[5]晏水平，賀清堯，蔡凱,等.有機胺基氨基酸鹽吸收劑的沼氣CO2分離特性[J].農業機械學報，2014，45（6）：199-205.
[6]YAN S P，FANG M X，WANG Z，et al.Economic analysis of CO2 separation from coal-fired flue gas by chemical absorption and membrane absorption technologies in China[J].Energy Procedia，2011，4（2）：1878-1885.
[7]YAN S P，ZHANG L，AI P，et al.CO2absorption by using a low-cost solvent：biogas slurry produced by anaerobic digestion of biomass[J].Energy Procedia，2013，37：2172-2179.
[8]晏水平，陳競翱，艾平，等.低成本CO2化學吸收法分離技術的研究進展[J].現代化工，2012，32（10）：25-28.
[9]MA’MUN S，SVENDSEN H F，HOFF K A，et al.Selection of new absorbents for carbon dioxide capture[J].Energy Conversion and Management，2007，48（1）：251-258.
[10]EIDE-HAUGMO I，BRAKSTAD O G，Hoff K A，et al.Marine biodegradability and ecotoxicity of solvents for CO2-capture of natural gas[J].International Journal of Greenhouse Gas Control，2012，9（7）：184-192.
[11]賀清堯，王文超，蔡凱,等.減壓濃縮對沼液CO2吸收性能和植物生理毒性的影響[J].農業機械學報，2016（2）：200-207.
[12]NOTZ R，ASPRION N，Clausen I，et al.Selection and pilot plant tests of new absorbents for post-combustion carbon dioxide capture[J].Chemical Engineering Research & Design，2007，85（4）：510-515.
[13]晏水平，陳競翱，徐明亮,等.自然型氨基酸及其鉀鹽的CO2吸收和再生特性[J].環境科學，2012，33（6）：1971-1978.
[14]ANDREIA S L GOUVEIA，LILIANA C TOMÉ，ISABEL M MARRUCHO.Towards the potential of cyano and amino acid-based ionic liquid mixtures for facilitatedCO2，transport membranes[J].Journal of Membrane Science，2016，510：174-181.
[15]HIREMATH V，JADHAV A H，LEE H，et al.Highly reversible CO2 capture using amino acid functionalized ionic liquids immobilized on mesoporous silica[J].Chemical Engineering Journal，2015，287：602-617.
[16]蔡凱.沼液的CO2吸收機理及吸收性能強化研究[D].武漢：華中農業大學，2015.
[17]晏水平，陳競翱，賀清堯，等．氨基酸鹽吸收劑的沼氣CO2吸收特性[J]．同濟大學學報（自然科學版），2012，40（2）：127-133．
[18]FANG M X，MA Q H，WANG Z，et al.A novel method to recover ammonia loss in ammonia-based CO2 capture system ammonia regeneration by vacuum membrane distillation[J].Greenhouse Gases Science & Technology，2015，5：487-498.
[19]李宇虹，陳清.設施果類蔬菜土壤EC值動態及鹽害敏感性分析[J].中國蔬菜，2014（2）：15-20.
[20]YAN S P，FANG M X，ZHANG W F，et al.Experimental study on the separation of CO2，from flue gas using hollow fiber membrane contactors without wetting[J].Fuel Processing Technology，2007，88（5）：501-511.
[21]RICHTER E，ROLLER E，KUNKEL U，et al.Phytotoxicity of wastewater-born micropollutants-characterisation of three antimycotics and a cationic surfactant[J].Environmental Pollution，2016，208：512-522.
[22]WANG Y，WANG J，ZHAO X，et al.The inhibition and adaptability of four wetland plant species to high concentration of ammonia wastewater and nitrogen removal efficiency in constructed wetlands[J].Bioresource Technology，2015，202：198-205.
[23]BATES E D，MAYTON R D，IOANNA NTAI A，et al.CO2 Capture by a task-specific ionic liquid[J].Journal of the American Chemical Society，2002，124（6）：926-927.
[24]周作明，郭冰松，呂碧洪,等.氨基酸離子液體水溶液吸收及解吸二氧化碳機理[J].中國科學：化學，2015（7）：83-90.
[25]PADHY R N，RATH S.Probit analysis of carbamate- pesticide-toxicity at soil-water interface to N2 -fixing cyanobacterium cylindrospermum sp[J].Rice Science，2015，22（2）：89-98.
[26]HUANG H M，LIU J H，WANG S F，et al.Nutrients removal from swine wastewater by struvite precipitation recycling technology with the use of Mg3(PO4)2 as active component[J].Ecological Engineering，2016，92：111-118.
[27]HAN C，WANG Z，YANG W，et al.Effects of pH on phosphorus removal capacities of basic oxygen furnace slag[J].Ecological Engineering，2016，89：1-6.
[28]MUSVOTO E V，EKAMA G A，WENTZEL M C，et al.Extension and application of the three-phase weak acid/base kinetic model to the aeration treatment of anaerobic digester liquors[J].Water S A，2000，26（4）：417-438. |
