豬糞中溫半干法連續(xù)厭氧發(fā)酵產(chǎn)氣性能

王 明，趙勝雪，李旭榮，晏水平，袁巧霞，張衍林※

（1. 華中農(nóng)業(yè)大學工學院，農(nóng)業(yè)部長江中下游農(nóng)業(yè)裝備重點實驗室，武漢 430000；2. 八一農(nóng)墾大學工程學院，大慶 163000）

0 引 言

隨著畜禽養(yǎng)殖規(guī)?；?、產(chǎn)業(yè)化，其快速帶動農(nóng)業(yè)經(jīng)濟發(fā)展的同時，也帶來污染問題。據(jù)2010年2月發(fā)布的《第一次污染源普查公報》顯示，中國畜禽養(yǎng)殖業(yè)的化學需氧量和氨氮排放量占農(nóng)業(yè)源化學需氧量和氨氮的95.8%和78.1%，而農(nóng)業(yè)源污染物排放量又占全國總排放的 1/2左右[1-2]。目前，養(yǎng)殖行業(yè)已經(jīng)成為中國污染防治的重點目標之一。

目前國家已經(jīng)出臺多項相關政策，要求在運行養(yǎng)殖場需逐漸升級為干清糞工藝，而新建養(yǎng)殖場必須按照干清糞工藝設計[3-4]。與水沖糞和水泡糞工藝不同，干清糞工藝從源頭即把糞污隔離，產(chǎn)出的糞污總固體質(zhì)量分數(shù)（total solid, TS）較高，一般可達20%以上[5]。利用高固糞污作為沼氣發(fā)酵原料，在沼氣發(fā)酵工藝上就會有更多的選擇空間，如可采用濕法（TS＜10%），半干法（10%＜TS＜20%）或干法（TS＞20%）工藝方式進行[6-7]。

雖然濕法工藝更利于厭氧反應器內(nèi)的傳質(zhì)、傳熱及攪拌等，但有研究表明，采用半干法或干法工藝可以較濕法工藝獲得更高的產(chǎn)氣效率和有機物去除效率。Jha等[8]對比了濕法和干法牛糞厭氧發(fā)酵分別在中溫和高溫條件下的產(chǎn)氣效率和揮發(fā)性固體（volatile solid, VS）去除率，其結(jié)果表明，干法發(fā)酵過程（TS: 15.18%）獲得的產(chǎn)氣效率和VS去除率均要優(yōu)于濕法發(fā)酵（TS: 7.68%）。之前的一項研究也表明[9]，餐廚垃圾以TS為19.0%進料的產(chǎn)氣效率要明顯優(yōu)于 TS為9.5%的進料組，這是由于在同等有機負荷下，濕法工藝低固進料的體積會更大，對反應器內(nèi)發(fā)酵環(huán)境沖擊也就越大，且不利于維持反應器內(nèi)的較高污泥濃度。Ahn等[10]研究了植物莖稈與動物糞便的混合干式厭氧發(fā)酵過程，在高溫條件下發(fā)酵62 d后，與豬糞混合獲得的 VS去除率和甲烷產(chǎn)率分別為 52.9%和337.02 mL/g；該研究同時還指出 TS＞15%干式厭氧發(fā)酵與TS＜10%濕式厭氧發(fā)酵相比，可以減少稀釋原料用水量和縮小反應器的體積，而且產(chǎn)生的沼肥也更便于運輸。此外，濕法工藝中較大的進出料體積，并不利于反應器的保溫和維持反應器內(nèi)的生態(tài)環(huán)境；而TS＞20%的干法工藝，其流動性較差，泵輸送困難，一般多用于批式發(fā)酵當中[11]。因此，針對干清糞工藝獲得的“干糞污”，研究其半干法厭氧發(fā)酵過程更具有應用價值。

綜上所述，本研究以干清糞工藝獲得的干糞污為研究對象，采用半干法工藝對其進行連續(xù)厭氧發(fā)酵試驗，主要考察進料濃度和水力停留時間對產(chǎn)氣量、容積產(chǎn)氣率以及發(fā)酵液緩沖能力等的影響。為在開展半干法連續(xù)厭氧發(fā)酵的沼氣工程中，如何協(xié)調(diào)進料TS和HRT的關系提供參考方法和理論支撐。

1 材料與方法

1.1 材料

豬糞取自華中農(nóng)業(yè)大學試驗基地養(yǎng)豬場，該養(yǎng)殖場采用人工干清糞工藝，因此，產(chǎn)出的豬糞其含固率一般可保持在 25%以上。為保證試驗過程與實際一致，模擬半干法連續(xù)厭氧發(fā)酵的進料濃度，將取回后的豬糞用自來水將其調(diào)配成TS為10%、12%和14%的3種濃度料液，并置于4℃冰箱儲存?zhèn)溆谩７磻鲀?nèi)接種物取自華中農(nóng)業(yè)大學農(nóng)業(yè)廢棄物處理試驗室厭氧發(fā)酵中式裝置（總體積/有效容積：500 L/400 L；運行溫度（35±1）℃；pH 值7.58±0.15；懸浮物固體濃度（suspend solids，SS）47.5±1.71 g/L。底物及接種物的理化性質(zhì)見表1。

表1 底物及接種物的性質(zhì)Table 1 Characteristics of substrates and inoculums

1.2 原料沼氣化潛力測試

評估某種原料的產(chǎn)氣潛力，一般有以下幾種方式：1）可通過 Buswell經(jīng)驗方程按照原料中元素組成比例計算理論產(chǎn)氣值[12]；2）根據(jù)碳水化合物、蛋白質(zhì)和脂肪各自的理論甲烷產(chǎn)量，按照原料中各有機物質(zhì)量分數(shù)進行測算[13]；3）通過一定時間的批式厭氧發(fā)酵試驗，獲取某種原料的實際產(chǎn)氣潛力，又被稱為沼氣化或甲烷化潛力測試[14]。由于某些難被降解有機物質(zhì)的存在，通過沼氣化潛力測試獲得的產(chǎn)氣量一般要小于由經(jīng)驗公式計算的理論值，但卻更能反映某種原料的實際產(chǎn)氣潛力。因此，為保證試驗過程與實際一致，本研究采用沼氣化潛力測試來獲取豬糞的最大產(chǎn)氣量。

沼氣化潛力測試采用瑞典 AMPTS-II全自動沼氣/甲烷測試系統(tǒng)，其每個反應器容積為500 mL。為了獲取原料的最大沼氣化潛力，需要足夠的發(fā)酵周期，一般在15～30 d。首先將原豬糞稀釋至TS為6%，然后與接種物按照體積比1∶2進行混配。每個反應器中裝入400 mL混配好的料液，發(fā)酵溫度設定為（35±1）℃。

研究表明，采用修正的Gompertz模型對實際試驗獲得的產(chǎn)氣數(shù)據(jù)進行擬合并修正，可以獲得更加接近于真實的物料產(chǎn)氣潛力數(shù)據(jù)[15-16]。因此，本研究在評估豬糞的產(chǎn)氣潛力上，以修正的Gompertz模型擬合數(shù)值為參考依據(jù)。修正的Gompertz公式如公式（1）所示。

式中y為第t天的累計產(chǎn)沼氣量，mL/g（以VS計，下同）；t為發(fā)酵時間，d；A為物料最大產(chǎn)氣潛力，mL/g；μm為最大產(chǎn)氣速率，mL/(g·d)；λ為產(chǎn)氣延遲時間，d；e為自然常數(shù)，2.718 282。

1.3 連續(xù)厭氧發(fā)酵試驗

連續(xù)厭氧反應器由實驗室自制，其總?cè)莘e為2 L，有效容積為1.5 L；反應器主體采用耐高溫耐腐蝕PP材質(zhì)，瓶子正頂端設有出氣口，出氣口外連接鋁箔集氣袋（容積1 L），瓶子側(cè)面設有進出料口（位于瓶內(nèi)頁面下方，軟管連接，保證密封性）。反應器進料濃度設3個梯度，即TS分別為10%、12%和14%。每個進料TS對應1個試驗組且組內(nèi)做3個平行試驗，即共需9組反應器。將所有反應器置于同一恒溫水浴中（35±1）℃，每天進出料各1次，進出料體積按公式（2）計算。

式中V進出料為反應器連續(xù)運行過程中的每日進出料體積，mL；V有效容積為反應器內(nèi)的發(fā)酵料液體積，mL，本研究中所有反應器的有效容積均為 1 500 mL；HRT (hydraulic retention time)為反應器運行過程中的水力停留時間，d。

各反應器初始均以較低負荷啟動（HRT:40.0 d），目的是活化接種物中的厭氧菌群，待產(chǎn)氣平穩(wěn)后，逐級降低HRT（25.0 d→20.0 d→18.5 d），使反應器的有機負荷逐級升高（在進料TS一定時，降低HRT相當于升高反應器負荷）。由于設定的HRT變化間隔較小，由進出料過程對反應器內(nèi)厭氧菌群引起的沖擊作用較弱，而主要表現(xiàn)在有機負荷的增大對反應器產(chǎn)氣效率的影響上。因此，對每個HRT下的厭氧過程至少觀察30 d，如日產(chǎn)氣量和出料pH未表現(xiàn)持續(xù)下降，則表明反應器可承受該負荷，則繼續(xù)降低 HRT；反之，則表明反應器正進入不穩(wěn)定狀態(tài)，需繼續(xù)觀察或停止實驗。

1.4 連續(xù)厭氧發(fā)酵沼氣轉(zhuǎn)化效率

在采用連續(xù)厭氧發(fā)酵方式的沼氣工程中，為了獲取更大的容積產(chǎn)氣率來降低沼氣的生產(chǎn)成本，一部分降解緩慢的成分可能會被提前排出反應器。因此，在連續(xù)式厭氧發(fā)酵中，獲得的底物沼氣產(chǎn)量一般均要低于其在批式試驗中的最大沼氣產(chǎn)量。鑒于此，本研究以沼氣轉(zhuǎn)化效率（biogas conversion rate, BCR）來評估連續(xù)厭氧發(fā)酵過程的產(chǎn)氣能力，其由公式（3）計算得出

式中yContinuous為在連續(xù)厭氧發(fā)酵過程中獲得的底物沼氣產(chǎn)率，mL/g；yBatch為豬糞實際最大產(chǎn)沼氣潛力值，mL/g，在本研究中yBatch使用修正的Gompertz模型對豬糞沼氣潛力測試值的擬合值（A，公式（1））。

1.5 分析方法

樣品中TS、VS根據(jù)標準方法測定[17]；pH值采用實驗室用數(shù)顯酸度計PHS-3C測定；采用1 L鋁箔集氣袋收集氣體，排水法測定體積；氣體組成成分及質(zhì)量分數(shù)分析采用 GC9707II（福立，浙江）氣相色譜測定，裝載TDX-01型填充柱和熱導檢測器。色譜條件如下：氬氣載氣，流量設置40 mL/min；進樣口溫度150℃，柱箱溫度120℃，檢測器溫度 220℃；揮發(fā)性脂肪酸測定采用另一臺同型號氣相色譜儀，裝備有火花離子檢測器，KB-WAX毛細管柱30 m×0.32 mm×0.25μm，載氣為氮氣，進樣口溫度250℃，柱箱溫度80℃，檢測器溫度250℃?？倝A度分析按Callaghan等[18]的方法，即0.05 mol/L H2SO4作為滴定劑，滴定至pH值4.5時的堿度值。

2 結(jié)果與分析

2.1 豬糞產(chǎn)氣潛力測試

本研究中，豬糞產(chǎn)氣潛力測試試驗共進行了26 d（圖1）。實測最大累積產(chǎn)氣量為508 mL/g（以VS計，下同），發(fā)酵第14 d時，累積產(chǎn)氣量已達465.97 mL/g，此時已完成總產(chǎn)氣量的91.72%。采用修正的Gompertz模型（公式（1））對試驗獲得數(shù)據(jù)進行擬合，獲得的預測最大產(chǎn)氣量A為528.6 mL/g，發(fā)酵過程最大產(chǎn)氣速率為43.89 mL/(g·d)，產(chǎn)氣延遲時間為2.66 d；模型擬合決定系數(shù)R2=0.992 4，與文獻報道的R2值在0.983～0.999 8的范圍內(nèi)波動相一致[19-21]，表明模型擬合良好。

圖1 批式試驗中實測與模型擬合的豬糞累積產(chǎn)氣量Fig.1 Measured and fitted biogas yield in batch test

2.2 連續(xù)厭氧發(fā)酵試驗

2.2.1 沼氣產(chǎn)率與沼氣轉(zhuǎn)化效率

發(fā)酵到第 7 d時，豬糞產(chǎn)氣效率就已達到正常水平值，這得益于接種物直接取自以豬糞為唯一底物的厭氧系統(tǒng)且儲存時間較短，活性損失率較小。

如圖2a所示，隨著HRT的逐級下降，各反應器中豬糞日產(chǎn)氣量也逐漸降低。這可能是因為，HRT的降低除了會直接增加反應器的有機負荷外，對反應器內(nèi)部厭氧菌群的沖擊作用也會加強，其主要表現(xiàn)在進出料體積的加大對反應器內(nèi)部厭氧微生物的洗出作用加強。在第 1階段（圖2a，11～40 d，HRT:25 d），各反應器中豬糞平均日產(chǎn)氣量之間無顯著性差異（圖 2b，P＞0.05），約為460 mL/g，表明此階段各反應器負荷較低，均可有效轉(zhuǎn)化豬糞中的易降解成分；當進入第 2階段時（圖 2a，41～70 d，HRT:20 d），各反應器的日產(chǎn)氣量均表現(xiàn)為顯著降低，進料TS:10%、TS:12%和TS:14%對應的平均日產(chǎn)氣量分別為448.22 mL/g、415.44 mL/g和394.37 mL/g，并呈現(xiàn)顯著性差異（圖2b，P＜0.05），且負荷越高，日產(chǎn)氣量下降幅度越大。這表明隨著反應器有機負荷升高，底物中一部分降解緩慢的物質(zhì)已不能被有效降解轉(zhuǎn)化，此時各反應器已接近自身的最大消化能力；當進入第 3階段時（圖2a，71～100 d，HRT:18.5 d），各組反應器的平均日產(chǎn)氣量進一步顯著降低（圖2b，P＜0.05），且pH值均已低于7.0（表3），表明各組反應器已接近各自的最大消化能力，此時容易形成揮發(fā)酸的積累。

圖2 連續(xù)厭氧發(fā)酵過程的產(chǎn)氣量變化Fig.2 Changes of biogas yield in continuous anaerobic test

將各階段的平均日產(chǎn)氣量（圖2b）分別帶入公式（3）計算反應器在不同HRT下的BCR，發(fā)現(xiàn)隨著HRT的縮短和有機負荷的增加，BCR呈下降趨勢。當HRT為25 d時，此時由于各反應器的有機負荷相對較低，3個試驗組的BCR均達85%以上；當HRT降為20 d時，除TS:10%組的BCR仍能維持在80%以上，而另外2組均在80%以下，分別為78.59%和74.60%；當HRT進一步縮短至18.5 d時，所有反應器的BCR均降至70%以下。郭艷鋒等[22]的研究也指出，隨著有機負荷的不斷增加，豬糞沼氣產(chǎn)量呈逐漸下降趨勢，當有機負荷增加到一程度時，沼氣產(chǎn)量顯著下降甚至由于揮發(fā)酸的積累而停止。

2.2.2 容積產(chǎn)氣率

以連續(xù)厭氧發(fā)酵方式運行的沼氣工程中，容積產(chǎn)氣率（volumetric biogas production rate，VBPR）是影響到沼氣生產(chǎn)成本的關鍵指標之一[23]。

如圖3所示，在同一HRT下，隨著進料TS的升高，VBPR也會隨之升高；在不同HRT階段，3組反應器的VBPR均表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢，即均在HRT為20 d的階段獲得各自的最大值。這與楊紅男等[24]的研究結(jié)果類似，隨著與有機負荷的增加，反應器的容積負荷率呈上升趨勢，然而在本研究中，在HRT:18.5 d時，各組反應器的 VBPR并沒有隨著當有機負荷率的升高而繼續(xù)升高，反而呈下降趨勢，表明此時反應器已達到所能承受負荷的上限，甲烷菌群的活性已經(jīng)受到了一定抑制，致使反應器的BCR也大幅下降。

圖3 不同水力停留時間下的容積產(chǎn)氣率Fig.3 Volumetric biogas production rate under different hydraulic detention time

將3個試驗組在3個不同HRT下運行所獲得的VBPR由高到低排列，可獲得如表2所示的9個不同組合排列。

表2 不同進料固體濃度和水力停留時間的容積產(chǎn)氣率Table 2 Volumetric biogas production rate of different feedstock total solid content with different hydraulic detention time

如表2所示，VBPR超過1.9的組合一共有4個。其中，最高為2.29 L/(L·d)，對應的進料TS為14%、HRT為20 d，然而由表3可知，此組合的揮發(fā)性脂肪酸與總堿度比值已接近 0.4，緩沖能力較弱；而排在 2、3和 4位的組合中，排在第2位的組合（TS:14%、HRT:25 d），不僅VBPR最高且OLR最低，表明其有更好的沼氣轉(zhuǎn)化效率，因此，該組合的BCR要優(yōu)于另外2組。此外，通過對比表2中第5和第6組合，二者的VBPR沒有顯著性差異，后者OLR卻低于前者，這也表明較高的進料濃度和較長的水力停留時間，可獲得較高的沼氣轉(zhuǎn)化效率。

2.2.3 pH、VFA及總堿度

對于長期運行的連續(xù)厭氧反應器，pH值、揮發(fā)性脂肪酸（volatile fatty acids，VFA）及總堿（total alkalinity，TA）度等是判斷其運行穩(wěn)定性的重要指標。研究表明，產(chǎn)甲烷菌的適宜pH值在6.5～8.2之間，當pH值低于6.5和高于 8.2時產(chǎn)甲烷菌代謝將會受到嚴重抑制[25]。而VFA/TA能夠較好地反應系統(tǒng)的緩沖能力[26-28]，研究表明，當VFA/TA介于0.3～0.4時，系統(tǒng)具有一定緩沖能力，能夠適應有機負荷一定程度的波動；在 0.4～0.8之間時，表明系統(tǒng)缺乏緩沖能力，此時應考慮降低系統(tǒng)負荷，以減少發(fā)生酸敗的風險；當大于0.8時，表明反應器已接近酸化狀態(tài)，此時應停止向反應器進料[29-30]。從表3可以看出，在HRT：25 d時，各組反應器的pH值均在7.0以上，此時揮發(fā)酸質(zhì)量分數(shù)較低，VFA/TA＜0.3，表明此階段各反應器運行平穩(wěn)，抗緩沖能力較強，可以繼續(xù)增大有機負荷；在HRT為20 d時，隨著有機負荷的增加，各組反應器pH值有所降低且VFA質(zhì)量分數(shù)逐漸升高，除了TS:10%組的VFA/TA仍小于0.3之外，其余兩組反應器的已趨近于0.4，表明此時各反應器更具有一定緩沖能力；當HRT為18.5 d時，TS:12%和TS:14%兩組反應器的VFA/TA已高于0.4且pH值已接近于6.5，表明該2組反應器在此負荷下運行已十分危險，此時應考慮降低負荷。郭建斌等[31]人的研究也表明，在28℃下進行豬糞產(chǎn)沼氣發(fā)酵，當有機負荷率大于3.3 g/(L·d)時，反應器內(nèi)VFA/TA已大于0.3，當當有機負荷率大于4.3 g/(L·d)時，VFA/TA已接近0.6，表明，隨著有機負荷的增加，會導致VFA/TA的升高。

表3 反應器各階段穩(wěn)定性參數(shù)及甲烷質(zhì)量分數(shù)Table 3 Stability parameters and methane mass fraction of reactors different stages

如表3所示，除HRT:18.5階段的甲烷質(zhì)量分數(shù)略有降低外，各反應器甲烷質(zhì)量分數(shù)均在60%附近。這表明，對于同一底物，在發(fā)酵環(huán)境變化幅度較小時，其甲烷質(zhì)量分數(shù)并不會產(chǎn)生較大改變。這與楊紅男等[24]的研究結(jié)果類似，當OLR和HRT變化時，反應器的容積產(chǎn)氣率和原料產(chǎn)氣量均有變化，而沼氣中的甲烷質(zhì)量分數(shù)變化卻不明顯。

3 結(jié) 論

通過對3組不同TS的豬糞進料（10%、12%、14%）在HRT逐級下降過程中（25.0 d→20.0 d→18.5 d）的日產(chǎn)氣量、容積產(chǎn)氣效率及發(fā)酵液緩沖能力等因素的考察，得到如下結(jié)論：

1）隨著HRT的縮短，豬糞日產(chǎn)氣量呈不斷下降趨勢，且進料TS越高，下降速度越快；HRT為25 d時，各組日產(chǎn)氣量均表現(xiàn)最高；當HRT降至20 d時，各組容積產(chǎn)氣率均獲得最大值。這表明雖然隨著負荷增加會導致沼氣轉(zhuǎn)化效率的下降，但在一定范圍內(nèi)會增加容積產(chǎn)氣率。

2）當HRT降至18.5 d時，各組反應器負荷均已超出最大承受能力。TS為12%和14%的試驗組的VFA/TA已經(jīng)大于0.4，表明此階段各反應器緩沖能力均很弱，正處于不穩(wěn)定狀態(tài)。

3）在實際連續(xù)型沼氣工程中，應以穩(wěn)定性為前提，綜合考慮沼氣轉(zhuǎn)化效率和容積產(chǎn)氣效率 2方面因素來確定反應器的運行條件。本研究中，在進料TS和HRT分別為14%和25 d時，反應器的綜合表現(xiàn)最好。

[1] 第一次全國污染源普查資料編纂委員會. 污染源普查技術報告[M]. 北京：中國環(huán)境科學出版社，2011.

[2] 石嫣，程存旺，朱藝，等. 中國農(nóng)業(yè)源污染防治的制度創(chuàng)新與組織創(chuàng)新——兼析《第一次全國污染源普查公報》[J].農(nóng)業(yè)經(jīng)濟與管理，2011，2(06)：27－37.Shi Yan, Cheng Cunwang, Zhu Yi, et al. Institutional and organizational innovation on China agricultural non-point pollution prevention: analysis on the 1st National Survey of Pollution Sources Bulletin[J]. Agricultural Economics and Management, 2011, 2(06): 27－37. (in Chinese with English abstract)

[3] 畜禽規(guī)模養(yǎng)殖污染防治條例[Z]. 北京：中華人民共和國國務院令第643號. 2013－10－08.

[4] 中華人民共和國環(huán)保部辦公廳函[2014]335號. 《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標準》(二次征求意見稿)意見[Z]. 2014－03－27.

[5] 祝其麗，李清，胡啟春，等. 豬場清糞方式調(diào)查與沼氣工程適用性分析[J]. 中國沼氣，2011，29(1)：26－28.Zhu Qili, Li Qing, Hu Qichun, et al. Investigation and analysis of animal manure collection methods on pig farms and their applicability to the anaerobic digestion[J]. China Biogas, 2011, 29(1): 26－28. (in Chinese with English abstract)

[6] Abbassi-Guendouz A, Brockmann D, Trably E, et al. Total solids content drives high solid anaerobic digestion via mass transfer limitation[J]. Bioresource Technology, 2012, 111(3):55－61.

[7] Qian X, Shen G, Wang Z, et al. Performance of semi-dry anaerobic co-digestion of swine manure with rice straw under biogas slurry addition[C]//. International Conference on Machinery, Materials Engineering, Chemical Engineering and Biotechnology. 2016.

[8] Jha A K, Li J, Zhang L, et al. Comparison between wet and dry anaerobic digestions of cow dung under mesophilic and thermophilic conditions[J]. Advances in Water Resource and Protection, 2013, 1(2): 28－38.

[9] 王明，李文哲，殷麗麗，等. 高固體含量進料提高餐廚廢棄物連續(xù)厭氧發(fā)酵性能[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報. 2015. 31(3)：283－287.Wang Ming, Li Wenzhe, Yin Lili, et al. High solid concentration feedstock improving performance of continuous anaerobic digestion of food waste[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2015, 31(3): 283－287. (in Chinese with English abstract)

[10] Ahn H K, Smith M C, Kondrad S L, et al. Evaluation of biogas production potential by dry anaerobic digestion of switchgrass–animal manure mixtures[J]. Applied Biochemistry& Biotechnology, 2010, 160(4): 965－975.

[11] 劉戰(zhàn)廣，朱洪光，王彪，等. 糞草比對干式厭氧發(fā)酵產(chǎn)沼氣效果的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2009，25(4)：196－200.Liu Zhanguang, Zhu Hongguang, Wang Biao, et al. Effect of ratios of manure to crop on dry anaerobic digestion for biogas production[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2009,25(4): 196－200. (in Chinese with English abstract)

[12] Buswell A M, Mueller H F. Mechanism of Methane Fermentation[J]. Industrial and Engineering Chemistry, 1952,44(3): 550－552.

[13] Girolamo D G, Grigatti M, Barbanti L, et al. Effects of hydrothermal pre-treatments on Giant reed (Arundo donax)methane yield[J]. Bioresource Technology, 2013, 147(8):152－159.

[14] Isci A, Demirer G N. Biogas production potential from cotton wastes[J]. Renewable Energy, 2007, 32(5): 750－757.

[15] Alta? L. Inhibitory effect of heavy metals on methaneproducing anaerobic granular sludge[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 162(2): 1551－1556.

[16] Lo H M, Kurniawan T A, Sillanp?? M E T, et al. Modeling biogas production from organic fraction of MSW co-digested with MSWI ashes in anaerobic bioreactors.[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(16): 6329－6335.

[17] 國家環(huán)境保護總局，水和廢水監(jiān)測分析方法編委會. 水和廢水監(jiān)測分析方法[M]. 北京：中國環(huán)境科學出版社，2002.State Environmental Protection Administration of China,Editorial Committee for Monitoring and Analysis of Water and Wastewater. Monitoring and Analysis Method of Water and Wastewater[M]. Beijing: China Environmental Science Press,2002.

[18] Callaghan F J, Wase D A J, Thayanithy K, et al. Continuous co-digestion of cattle slurry with fruit and vegetable wastes and chicken manure[J]. Biomass and Bioenergy, 2002, 22(1):71－77.

[19] Lo H M, Kurniawan T A, Sillanp?? M E T, et al. Modeling biogas production from organic fraction of MSW co-digested with MSWI ashes in anaerobic bioreactors[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(16): 6329－6335.

[20] 馮晶，張玉華，羅娟，等. 批式與連續(xù)兩相發(fā)酵的果蔬廢棄物厭氧產(chǎn)氣性能[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2016，32(22)：233－238.Feng Jing, Zhang Yuhua, Luo Juan, et al. Biogas production of fruit and vegetable wastes two-phase fermentation by batch and continuous feeding[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE),2016, 32(22): 233－238. (in Chinese with English abstract)

[21] Donoso-Bravo A, Pérez-Elvira S I, Fdz-Polanco F. Application of simplified models for anaerobic biodegradability tests:evaluation of pre-treatment processes[J]. Chemical Engineering Journal, 2010, 160(2): 607－614.

[22] 郭燕鋒，孔曉英，劉婉玉，等. 有機負荷對廚余垃圾常溫厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2011，27(增刊1)：96－100.Guo Yanfeng, Kong Xiaoying, Liu Wanyu, et al. Effects of organic loading rate on anaerobic digestion of food waste at room temperature[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2011,27(Supp. 1): 96－100. (in Chinese with English abstract)

[23] 杜靜，陳廣銀，黃紅英，等. 秸稈批式和半連續(xù)式發(fā)酵物料濃度對沼氣產(chǎn)率的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2015，31(15)：201－207.Du Jing, Chen Guangyin, Huang Hongying, et al. Effect of fermenting material concentration on biogas yield in batch and continuous biogas fermentation with straws[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2015, 31(15): 201－207. (in Chinese with English abstract)

[24] 楊紅男，鄧良偉. 不同溫度和有機負荷下豬場糞污沼氣發(fā)酵產(chǎn)氣性能[J]. 中國沼氣，2016，34(3)：36－43.Yang Hongnan, Deng Liangwei. The biogas production performance of anaerobic digestion of swine wastewater under different organic loading rate and temperatures[J]. China Biogas, 2016, 34(3): 36－43. (in Chinese with English abstract)[25] Murphy J D, Thamsiriroj T. The Biogas Handbook: Science,Production and Applications[M]. Woodhead Publishing Limited, 2013.

[26] Callaghan F J, Wase D A J, Thayanithy K, et al. Continuous co-digestion of cattle slurry with fruit and vegetable wastes and chicken manure[J]. Biomass & Bioenergy, 2002, 22(1):71－77.

[27] Sánchez E, Borja R, Travieso L, et al. Effect of organic loading rate on the stability, operational parameters and performance of a secondary upflow anaerobic sludge bed reactor treating piggery waste.[J]. Bioresource Technology,2005, 96(3): 335－344.

[28] Zhao H W, Viraraghavan T. Analysis of the performance of an anaerobic digestion system at the Regina Wastewater Treatment Plant[J]. Bioresource Technology, 2004, 95(3):301－307.

[29] Somasiri W, Ruan W Q, Li X F, et al. Decolourization of textile wastewater containing acid dyes in UASB reactor system under mixed anaerobic granular sludge[J]. Electronic Journal of Environmental, Agricultural and Food Chemistry,2006, 5(1): 1224－1234.

[30] 龍騰銳，方芳，郭勁松. 變速生物濾池處理城市污水的效能研究[J]. 中國給水排水，2002，18(1)：13－18.Long Tengrui, Fang Fang, Guo Jinsong. Study on the performance of variable rate biofilter for treatment of municipal wastewater[J]. China Water and Wastewater, 2002, 18(1):13－18. (in Chinese with English abstract)

[31] 郭建斌，董仁杰，程輝彩，等. 溫度與有機負荷對豬糞厭氧發(fā)酵過程的影響[J]. 農(nóng)業(yè)工程學報，2011，27(12)：217－222.Guo Jianbin, Dong Renjie, Cheng Huicai, et al. Effect of temperature and organic loading rates on anaerobic digestion of pig manure[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2011,27(12): 217－222. (in Chinese with English abstract)