玉米秸稈水解殘渣厭氧消化的產(chǎn)氣性能

陳世平，湯曉玉，肖澤儀*，王文國，尹小波，VENKATESHBalan，吳　波，胡啟春

（1.四川大學化學工程學院，成都610065；2.農(nóng)業(yè)部沼氣科學研究所，成都610041；3.密歇根州立大學材料科學與化學工程系，美國蘭辛48910）

?

玉米秸稈水解殘渣厭氧消化的產(chǎn)氣性能

陳世平1，湯曉玉2*，肖澤儀1*，王文國2，尹小波2，VENKATESHBalan3，吳波2，胡啟春2

（1.四川大學化學工程學院，成都610065；2.農(nóng)業(yè)部沼氣科學研究所，成都610041；3.密歇根州立大學材料科學與化學工程系，美國蘭辛48910）

摘要：為了考察玉米秸稈水解殘渣（Unhydrolyzed solid，UHS）的厭氧消化產(chǎn)甲烷潛力，研究了接種物類型、接種比例以及發(fā)酵溫度對UHS產(chǎn)氣性能的影響。結果表明，餐廚垃圾厭氧消化液作為接種物時，UHS具有較高的產(chǎn)氣能力，累積甲烷產(chǎn)量達到208.06 mL· g(-1)VS；UHS的累積甲烷產(chǎn)量與接種物對底物的比值（Inoculum to substrate ratios, R(I/S)）有關，其值隨著接種比例的減小而逐漸降低，當接種比例R(I/S)為0.1：1～3：1時，累積甲烷產(chǎn)量為111.20～224.48 mL·g(-1)VS，UHS的生物降解率為27.89%～56.29%，其降解能力隨著底物濃度的升高而降低；在高溫發(fā)酵（55℃）和中溫發(fā)酵（35℃）條件下，相同接種比例的對照組中，UHS累積甲烷產(chǎn)量較為接近，但高溫發(fā)酵的產(chǎn)氣速率明顯高于中溫發(fā)酵。

關鍵詞：玉米秸稈；水解殘渣；厭氧；甲烷；發(fā)酵

陳世平，湯曉玉，肖澤儀,等.玉米秸稈水解殘渣厭氧消化的產(chǎn)氣性能[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 2016, 35（3）：584-589.

CHEN Shi-ping, TANG Xiao-yu, XIAO Ze-yi, et al. Biogas production of unhydrolyzed solid from corn stover hydrolysate by anaerobic digestion[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35（3）: 584-589.

纖維素乙醇以其原料來源廣泛、儲量豐富、可持續(xù)利用以及非糧食性等特點，成為最有希望替代化石燃料的可再生能源之一[1-2]。然而通過生物化學途徑（預處理、酶水解、發(fā)酵等）將木質纖維素轉化為乙醇的過程中會產(chǎn)生大量的水解殘渣，可占到原料的25%～35%[3]。實際上這些水解殘渣含有大量未被利用的糖類和木質素，其潛在的熱能和含碳量分別為原料的36%和40%[4]。因此，回收并利用這部分碳源對減少廢棄物的排放和提高過程收益具有重要意義。

目前大多數(shù)木質纖維素生物煉制廠將這部分廢棄物直接燃燒用于發(fā)電和供熱，利用價值不高[5]。部分生物煉制工藝考慮從中提取木質素，用于生產(chǎn)高附加值的化工產(chǎn)品，而木質素高值化利用技術要求其純度高且不含共價結合的糖類，同時提取過程對木質素的化學修飾程度低。常用的各類提取木質素的化學方法（如強酸、強堿處理等）會不同程度地影響原木質素的鏈接鍵和化學結構。而有機溶劑萃取又面臨著回收成本高、溶劑具有毒性等問題[6-7]。為此，本研究采用反應條件溫和且環(huán)境友好的生物方法，即通過厭氧消化將水解殘渣中的殘?zhí)寝D化為能量物質（沼氣），同時使其中的木質素得以富集并進行后續(xù)的高值化利用。本文重點探討了接種物類型、接種比例以及發(fā)酵溫度等參數(shù)對水解殘渣產(chǎn)氣潛力的影響。本研究結果將為后續(xù)的木質素分離及纖維素乙醇的過程廢棄物利用奠定基礎。

1　材料與方法

1.1實驗材料

實驗采用的玉米秸稈水解殘渣（UHS）由美國密歇根州立大學生物質轉化實驗室提供。其制備方法如下：首先將玉米秸稈在120℃條件下采用氨纖維爆破預處理1 h[8]，然后利用復合纖維素酶進行水解168 h，通過離心分離去除水解液得到固體殘渣，再用去離子水洗兩次（去除殘留在固體殘渣中的可溶性糖），最后得到的固體殘渣在80℃下烘干過夜并保存?zhèn)溆谩?/p>

實驗采用的接種物餐廚垃圾厭氧消化液、制藥廢水厭氧消化液和污水廠的厭氧消化污泥均來自農(nóng)業(yè)部沼氣科學研究所微生物研究中心。先用80目篩子過濾接種物以去除其中的大顆粒物質，然后放入恒溫培養(yǎng)箱進行發(fā)酵，直至不再產(chǎn)氣為止。各接種物的主要特性如表1所示。

1.2實驗方法

實驗采用批次厭氧消化的方法，用118 mL的血清瓶作為厭氧發(fā)酵瓶，發(fā)酵體積為60 mL，通過恒溫培養(yǎng)箱控制發(fā)酵溫度。采用不添加底物的接種物作為對照，每個實驗樣品設置兩個平行樣。UHS的凈產(chǎn)氣量為實驗組（UHS+接種物）產(chǎn)氣量減去對照組（接種物）產(chǎn)氣量。接種后將發(fā)酵液pH值調節(jié)到7.0±0.1，然后加塞密封并通入氮氣5 min，排出頂空氣體，以保證瓶內的厭氧環(huán)境。

1.2.1接種物對UHS產(chǎn)氣潛力的影響

分別以餐廚垃圾厭氧消化液、制藥廢水厭氧消化液和污水廠的厭氧消化污泥作為厭氧發(fā)酵接種物。接種物與底物比值RI/S為3：1[基于揮發(fā)性固體（VS）計算]，發(fā)酵溫度為35℃。定期取樣測量產(chǎn)甲烷體積和甲烷含量。

1.2.2接種比例對UHS產(chǎn)氣潛力的影響

以餐廚垃圾厭氧消化液為接種物，實驗時保持接種物的添加量不變，通過改變底物的添加量將RI/S分別設置為3：1、2：1、1：1、0.5：1、0.25：1、0.1：1、0.05：1，不同接種比例條件下的底物和接種物添加量如表2所示，發(fā)酵溫度為35℃。定期取樣測量甲烷產(chǎn)量、甲烷含量及揮發(fā)性脂肪酸（VFA）濃度。

表1　接種物的特性Table 1 Characteristics of inoculums

表2　接種比例實驗設計Table 2 Inoculum to substrate ratios in experiment

1.2.3溫度對UHS產(chǎn)氣潛力的影響

以餐廚垃圾厭氧消化液為接種物，根據(jù)接種比例對UHS發(fā)酵性能影響的實驗結果，優(yōu)化選取RI/S為3：1、2：1、1：1、0.5：1、0.25：1五個接種比例，發(fā)酵溫度分別為35℃和55℃。定期取樣測量甲烷產(chǎn)量、甲烷含量和VFA濃度。

1.3分析方法

總固體（TS）、揮發(fā)性固體（VS）和灰分的含量測定采用烘干法。

沼氣產(chǎn)量通過集氣法進行測量。氣體含量采用氣相色譜儀（GC122）分析，色譜柱為碳分子篩TDX-01 （2 m×2 mm），采用TCD檢測器，色譜條件如下：柱溫120℃，進樣器溫度120℃，檢測器溫度150℃，載氣為H2，進樣量100 μL。

VFA采用氣相色譜儀（GC112）分析，色譜柱為填充柱（3 mm×1.5 mm），采用FID檢測器，色譜條件如下：柱溫160℃，進樣器溫度210℃，檢測器溫度230℃，載氣為Ar，氣體壓力0.17 MPa，進樣量2 μL。

UHS的成分分析按照美國國家可再生能源實驗室的標準方法[9]進行，其中葡聚糖、木聚糖和阿拉伯糖采用高效液相色譜儀（Agilent LC1200）分析，色譜柱為Aminex HPX-87X，采用RID檢測器，色譜條件如下：柱溫35℃，流動相5 mmol·L-1H2SO4溶液，流速0.6 mL·min-1，進樣量10 μL。

1.4生物降解率計算

UHS的經(jīng)驗分子式為CaHbOcNd，其中a=1，b= 1.32，c=0.80，d=0.23（以UHS各元素質量百分數(shù)作為計算依據(jù)，各元素含量分別為C=44.60%、H=4.92%、O=47.50%、N=2.94%）。假設UHS的全部化學計量轉化為CH4和CO2，采用Buswell's方程[10]計算得到理論甲烷產(chǎn)量為389.77 mL·g-1VS。生物降解率（B0-Thatc）可以通過實際甲烷產(chǎn)量和理論甲烷產(chǎn)量的比值得到：

2　結果與討論

2.1UHS的成分分析

UHS的主要成分如表3所示。從表中數(shù)據(jù)看出，其主要含有未水解的聚糖和木質素，含量分別為20.74%和52.49%，其中聚糖主要包括葡聚糖、木聚糖和阿拉伯聚糖。存在較高聚糖的主要原因，可能是由于玉米秸稈在酶水解過程采用的真菌酶復合制劑中，缺少某些能斷裂這些聚糖鏈接鍵的酶活，使其不能被完全降解[11-12]。此外，氨纖維爆破預處理過程不能將木質素溶解并去除，因此木質素含量較高[13-14]。

2.2接種物對UHS產(chǎn)氣潛力的影響

將UHS添加到三種不同的接種物中進行厭氧發(fā)酵，對照組及實驗組累積甲烷產(chǎn)量和甲烷濃度變化如圖1所示，整個發(fā)酵過程持續(xù)40 d。將實驗組產(chǎn)氣量減去對照組產(chǎn)氣量為UHS的凈產(chǎn)氣量。由圖1可以看出，三種接種物都能不同程度地厭氧降解UHS產(chǎn)生沼氣。通過計算發(fā)現(xiàn)在相同的接種比例以及發(fā)酵時間里，以餐廚垃圾消化液為接種物時，累積甲烷產(chǎn)量明顯高于其他兩種接種物。發(fā)酵結束時，UHS的累積甲烷產(chǎn)量為208.06 mL·g-1VS，較其他兩種接種物分別高出36.5%和36.8%。從甲烷濃度變化曲線來看，餐廚垃圾消化液作為接種物時，甲烷濃度能很快達到穩(wěn)定，并保持在59%左右，高于其他兩種接種物在發(fā)酵穩(wěn)定時的甲烷濃度。餐廚垃圾厭氧消化液作為接種物時，UHS具有較好的產(chǎn)氣能力，通過紫外顯微鏡觀察，其厭氧消化液中微生物種類和數(shù)量較多、活性較強。

表3　UHS主要成分Table 3 Main composition of UHS

圖1　不同接種物下UHS厭氧消化的累積甲烷產(chǎn)量和甲烷含量Figure 1 Cumulative methane production and methane content during UHS anaerobic digestion at different inoculums

2.3接種比例對UHS產(chǎn)氣潛力的影響

2.3.1不同接種比例下UHS的產(chǎn)氣潛力

餐廚垃圾消化液對UHS有更好的降解能力，因此選其作為接種物開展后續(xù)實驗。不同接種比例下UHS厭氧消化過程的累積甲烷產(chǎn)量如圖2所示。當接種比例RI/S＞0.1：1時（此時底物濃度小于45 g VS· L-1），各組實驗都能正常產(chǎn)氣。總體上累積甲烷產(chǎn)量隨著接種比例減小而逐漸降低，與Li等[15]研究藻渣的厭氧消化性能，以及Alzate等[16]研究微藻產(chǎn)甲烷潛力時的變化規(guī)律一致。這是由于接種比例高，在接種物濃度不變的情況下，底物濃度降低，接種物與底物接觸充分，對其降解更為徹底；隨著接種比例降低，其對應的底物濃度逐漸增大，而VFA累積濃度隨著底物濃度增大而增大，過高的VFA會對甲烷菌生長產(chǎn)生一定的抑制作用。當接種比例RI/S為0.05：1時，底物濃度達到90.00 g VS·L-1，此時由于VFA累積濃度過高，使得產(chǎn)酸與產(chǎn)甲烷過程失去平衡，導致發(fā)酵失敗。6個不同接種比例下UHS的最終累積甲烷產(chǎn)量變化范圍為111.20～224.48 mL·g-1VS。本實驗結果值低于付善飛等[17]用玉米秸稈做厭氧發(fā)酵時的累積甲烷產(chǎn)量299.80 mL·g-1VS，而與Raposo等[18]用玉米秸稈為原料時的累積甲烷產(chǎn)量196.00～233.00 mL·g-1VS較為接近。這可能與采用的接種物不同有關，同時也說明UHS的產(chǎn)氣潛力與傳統(tǒng)物料接近。

2.3.2發(fā)酵過程中VFA變化情況

VFA是厭氧發(fā)酵過程中有機物水解的產(chǎn)物，同時也是產(chǎn)甲烷菌利用的底物，主要有乙酸、丙酸、丁酸等。VFA濃度是評價水解酸化和產(chǎn)甲烷平衡的重要指標[19]。實驗過程中不同接種比例下總揮發(fā)性脂肪酸（TVFA，為乙酸、丙酸、丁酸濃度的總和）變化情況如圖3所示。在正常產(chǎn)氣的實驗組中，TVFA總體上表現(xiàn)為先上升后下降，最后趨于平緩接近于零。這是因為產(chǎn)酸菌代謝速率明顯高于產(chǎn)甲烷菌，在發(fā)酵初期有機物在產(chǎn)酸菌的作用下快速降解，產(chǎn)酸速率大于消耗速率，所以TVFA快速累積，隨著發(fā)酵的進行，累積的TVFA逐漸被甲烷菌消耗，TVFA濃度下降。正常產(chǎn)氣的實驗組在發(fā)酵第4 d左右TVFA達到最大值，且最大累積量均在4000 mg·L-1以下，低于Raposo等[18]用玉米秸稈為原料厭氧消化時的累積濃度5604 mg·L-1。王曉嬌等[20]研究則發(fā)現(xiàn)，TVFA濃度小于4125 mg·L-1時對厭氧發(fā)酵的影響較小。當接種比例RI/S為0.05：1時，底物濃度為90.00 g VS·L-1，TVFA濃度變化如圖3所示。在發(fā)酵第8 d時TVFA達到6929 mg·L-1，pH值降低到5.5，發(fā)酵液嚴重酸化，對甲烷菌的生長產(chǎn)生了抑制作用，導致產(chǎn)氣過程失敗。發(fā)酵40 d時TVFA濃度接近10 000 mg·L-1。

圖2　不同接種比例下UHS厭氧消化過程中的累積甲烷產(chǎn)量Figure 2 Cumulative methane production during UHS anaerobic digestion at different RI/S

圖3　UHS厭氧發(fā)酵過程中TVFA濃度變化Figure 3 Changes of TVFA during UHS anaerobic digestion process

2.4溫度對UHS產(chǎn)氣潛力的影響

不同發(fā)酵溫度下UHS的甲烷累積產(chǎn)量和TVFA變化情況如圖4所示?？傮w上，UHS在高溫條件下有較高的產(chǎn)氣速率。厭氧發(fā)酵進行到16 d時，各接種比例下UHS的甲烷累積產(chǎn)量基本達到最終甲烷產(chǎn)量的80%以上，而達到相同的產(chǎn)量，中溫發(fā)酵時需要28 d以上。這是由于溫度與微生物細胞內蛋白質的穩(wěn)定性和活性有關，溫度的改變可以明顯影響厭氧消化過程微生物的活性，從而影響厭氧消化過程[21]。高溫環(huán)境使得微生物體內酶活性較高，從而加快了代謝速率。從圖4中TVFA的變化情況可以看出，高溫時微生物的產(chǎn)酸速率和消耗酸的速率明顯高于中溫發(fā)酵組，特別是在較高的底物濃度條件下，高溫條件可以顯著提高厭氧發(fā)酵的產(chǎn)氣速率。

圖4　不同溫度下UHS累積甲烷產(chǎn)量及TVFA濃度變化Figure 4 Cumulative CH4production and TVFA changes at different temperatures

表4　不同溫度下UHS的降解性能Table 4 UHS biodegradability at different temperatures

表4給出了不同溫度、不同接種比例下UHS的累積甲烷產(chǎn)量和生物降解率。由表4可以看出，35℃和55℃時不同接種比例下累積甲烷產(chǎn)量分別為125.07～211.83 mL·g-1VS，134.20～220.49 mL·g-1VS，UHS的生物降解率分別為31.36%～53.12%、33.65%～55.29%。UHS中含有大量的木質素（高達50%）和部分殘?zhí)?，?jīng)過厭氧消化后，其生物降解率最高可以達到55%，我們認為，在此實驗條件下除了殘?zhí)潜晦D化為沼氣外，木質素也可能發(fā)生了一定程度的降解。這是由于UHS是秸稈經(jīng)過氨纖維爆破預處理和酶水解后的殘余物。氨纖維爆破預處理會對植物細胞結構進行一定程度的修飾，除了能夠破壞纖維素和木質素之間的鏈接鍵外，也會使木質素間復雜鏈接斷裂及CO-C鍵斷裂，形成木質素低聚物。而木質素在厭氧條件下的降解難易程度主要受木質素片段大小的影響，木質素單體和低聚物容易被代謝，因此UHS的生物降解率偏高可能是由于部分木質素降解造成的[21-22]。相同接種比例下，高溫和中溫厭氧發(fā)酵組對應的UHS累積甲烷產(chǎn)量較為接近，標準偏差不大于6.40mL·g-1VS。從溫度對UHS厭氧消化性能的影響來看，雖然兩種溫度下UHS的最終累積甲烷產(chǎn)量較為接近，但高溫條件下有著較高的產(chǎn)氣速率，能夠更快地啟動厭氧發(fā)酵過程。在實際工程運用中應綜合考慮發(fā)酵速率和發(fā)酵能耗之間的關系，擇優(yōu)選擇發(fā)酵溫度。

3　結論

（1）用玉米秸稈的水解殘渣進行厭氧發(fā)酵生產(chǎn)沼氣是可行的。在實驗采用的三種接種物中，餐廚垃圾消化液對UHS有較好的產(chǎn)氣能力，比其他兩種接種物分別高出36.5%和36.8%。

（2）UHS的累積甲烷產(chǎn)量與接種物和底物的比值RI/S有關，其值隨著接種比例減小而逐漸降低，當接種比例RI/S從0.1：1～3：1時，累積甲烷產(chǎn)量為111.20～224.48 mL·g-1VS，UHS的生物降解率為27.89%～56.29%。但當接種比例RI/S為0.05：1時，底物濃度過高，發(fā)酵液酸化，產(chǎn)氣過程失敗。

（3）高溫發(fā)酵和中溫發(fā)酵下UHS的累積甲烷產(chǎn)量較為接近，但高溫發(fā)酵產(chǎn)氣速率明顯高于中溫發(fā)酵。

參考文獻：

[1] Guo M, Song W, Buhain J. Bioenergy and biofuels：History, status, and perspective[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2015, 42：712-725.

[2] Balat M. Production of bioethanol from lignocellulosic materials via the biochemical pathway：A review[J]. Energy Conversion and Management, 2011, 52（2）：858-875.

[3] Dwivedi P, Alavalapati J R R, Lal P. Cellulosic ethanol production in the United States：Conversion technologies, current production status, economics, and emerging developments[J]. Energy for Sustainable Development, 2009, 13（3）：174-182.

[4] Jin M T, Sven G S, Henrik B M, et al. A new algorithm to characterize biodegradability of biomass during anaerobic digestion：Influence of lignin concentration on methane production potential[J]. Bioresource Technology, 2011, 102：9395-9402.

[5] Li Y Q, Zhang R H, Chen C, et al. Biogas production from co-digestion of corn stover and chicken manure under anaerobic wet, hemi-solid, and solid state conditions[J]. Bioresource Technology, 2013, 149：406-412.

[6] Rabelo S C, Carrere H, Filho R M, et al. Production of bioethanol, methane and heat from sugarcane bagasse in a biorefinery concept[J]. Bioresource Technology, 2011, 102（17）：7887-7895.

[7] Mosiera N, Wyman C, Dale B, et al. Features of promising technologies for pretreatment of lignocellulosic biomass[J]. Bioresource Technology, 2005, 96（6）：673-686.

[8] Chundawat S P S, Vismeh R, Sharma L N, et al. Multifaceted characterization of cell wall decomposition products formed during ammonia fiber expansion（AFEX）and dilute acid based pretreatments[J]. Bioresource Technology, 2010, 101：8429-8438.

[9] National Renewable Energy Laboratory, Inc. Standard procedures for biomass compositional analysis[EB/OL].[2015-7-11]. http：//www. nrel. gov/biomass/analytical_procedures. html.

[10] Raposo F, Fernández C V, Rubia M A, et al. Biochemical methane potential（BMP）of solid organic substrates：Evaluation of anaerobic biodegradability using data from an international interlaboratory study [J]. Journal of Chemical Technology & Biotechnology, 2011, 86（8）：1088-1098.

[11] Yue Z B, Li W W, Yu H Q. Application of rumen microorganisms for anaerobicbioconversionoflignocellulosicbiomass[J].Bioresource Technology, 2013, 128：738-744.

[12] Michael F P, Pascale C, Michael F C, et al. A biorefinery processing perspective：Treatment of lignocellulosic materials for the production of value-added products[J]. Bioresource Technology, 2010, 101：8915-8922.

[13] Amber N, Hoover J S T, Farzaneh T. Effect of pelleting process variables on physical properties and sugar yields of ammonia fiber expansion pretreated corn stover[J]. Bioresource Technology, 2014, 164：128-135.

[14] Liu Z G, Padmanabhan S, Cheng K, et al. Aqueous-ammonia delignification of miscanthus followed by enzymatic hydrolysis to sugars[J]. Bioresource Technology, 2013, 135：23-29.

[15] Li Y, Hua D L, Zhang J, et al. Influence of inoculums to substrate ratios （ISRs）on the performance of anaerobic digestion of algal residues[J]. Annals of Microbiology, 2014, 64：955-960.

[16] Alzate M E, Munoz R, Rogalla F, et al. Biochemical methane potential of microalgae：Influence of substrate to inoculums ratio, biomass concentration and pretreatment[J]. Bioresource Technology, 2012, 123：488-494.

[17]付善飛,許曉暉,師曉爽,等.厭氧發(fā)酵起始階段通氧對玉米秸稈產(chǎn)甲烷特性的影響[J].化工學報, 2015, 66（3）：1111-1117. FU Shan-fei, XU Xiao-hui, SHI Xiao-shuang, et al. Effect of oxygen supply at initial stage of anaerobic digestion on biogas production from corn straw[J]. CIESC Journal, 2015, 66（3）：1111-1117.

[18] Raposo F, Banks C J, Siegert I, et al. Influence of inoculum to substrate ratio on the biochemical methane potential of maize in batch tests[J]. Process Biochemistry, 2006, 41：1444-1450.

[19] Wang Y Y, Zhang Y L, Wang J B, et al. Effects of volatile fatty acid concentrations on methane yield and methanogenic bacteria[J]. Biomass and Bioenergy, 2009, 33：848-853.

[20]王曉嬌,楊改河,馮永忠,等.牲畜糞便與秸稈混合的厭氧發(fā)酵效果及影響因素分析[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 2011, 30（12）：2594-2601. WANG Xiao-jiao, YANG Gai-he, FENG Yong-zhong, et al. Anaerobic co-digestion effects of manure and straw and analysis of influencing factors[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2011, 30（12）：2594-2601.

[21]楊盛如,丁長河,王羅琳,等.氨纖維爆破法預處理木質纖維生物質原料[J].釀酒, 2010, 37（5）：16-19. YANG Sheng-ru, DING Chang-he, WANG Luo-lin, et al. Research on lignocellulosic biomass pretreatment using AFEX[J]. Liquor Making, 2010, 37（5）：16-19.

[22] Tartakovsky B, Cimpoia R, Petti L, et al. Biodegradation of spent pulping liquor lignins under mesophilic and thermophilic anaerobic conditions[J]. Tappi Journal, 2003, 2（4）：26-32.

Biogas production of unhydrolyzed solid from corn stover hydrolysate by anaerobic digestion

CHEN Shi-ping1, TANG Xiao-yu2*, XIAO Ze-yi1*, WANG Wen-guo2, YIN Xiao-bo2, VENKATESH Balan3, WU Bo2, HU Qi-chun2
（1.School of Chemical Engineering, Sichuan University, Chengdu 610065, China; 2.Biogas Institute of Ministry of Agriculture, Chengdu 610041, China; 3.Department of Materials Science and Chemical Engineering, Michigan State University, Lansing 48910, USA）

Abstract：Biochemical conversion in lignocellulosic biorefineries generates large amount of solid residues（Unhydrolyzed solids, UHS）. The UHS mainly contains carbohydrates and lignin. Anaerobic digestion could be applied to convert those carbohydrates into CH4and to naturally enrich lignin for further utilization, thus improving the economics of the whole biorefinery process. Here the methane production potential of UHS derived from corn stover biorefinery was investigated under different types of inoculum, diverse inoculum to substrate ratios（R(I/S)）and various fermentation temperatures. Results indicated that the biogas productivity of UHS was higher when using kitchen waste AD slurry as inoculum, and the cumulative methane production was up to 208.06 mL·g(-1)VS. The cumulative methane production decreased with decrease in R(I/S). When R(I/S)was in range of 0.1：1 to 3：1, the cumulative methane production was between 111.20 to 224.48 mL·g(-1)VS and the UHS biodegradability ranged from 27.89% to 56.29%. The biodegradability of UHS decreased as substrate concentration increased. The cumulative methane production was similar at both 55℃and 35℃at the same R(I/S), but the biogas production rate was much higher at 55℃.

Keywords：corn stover; unhydrolyzed solild; anaerobic; methane; fermentation

*通信作者：湯曉玉E-mail：tangxiaoyu@caas.cn；肖澤儀E-mail：mgch@scu.edu.cn

作者簡介：陳世平（1991—），男，貴州人，碩士研究生，從事生物質能源轉化方面的研究。E-mail：chenshiping2010@163.com

基金項目：四川省科技計劃項目（NO.2014HH0018）；中國農(nóng)業(yè)科學院科技創(chuàng)新工程（CAAS-ASTIP-2015-BIOMA）

收稿日期：2015-09-09

中圖分類號：X712

文獻標志碼：A

文章編號：1672-2043（2016）03-0584-06

doi:10.11654/jaes.2016.03.023