胡 鑫， 馮 晶， 趙立欣， 郭占斌， 姚宗路， 羅 娟

( 1.黑龍江八一農墾大學， 黑龍江 大慶 163319; 2.農業(yè)部規(guī)劃設計研究院 農業(yè)部農業(yè)廢棄物能源化利用重點實驗室， 北京 100125)

我國年產(chǎn)農作物秸稈約10.4億噸，20%未有效利用，畜禽糞污約38億噸，40%以上未有效利用，尾菜約2.3億噸，大部分未有效利用，嚴重威脅我國農業(yè)農村環(huán)境。厭氧發(fā)酵是處理農業(yè)廢棄物的重要技術路徑。農業(yè)廢棄物經(jīng)過厭氧發(fā)酵處理后產(chǎn)生的發(fā)酵剩余物可用于生產(chǎn)有機肥料，同時產(chǎn)生的沼氣燃燒后生成中性碳，是一種重要的清潔能源[1]。水是厭氧發(fā)酵過程的關鍵控制因素，直接影響厭氧發(fā)酵微生物的活性和關鍵中間產(chǎn)物的傳質過程。根據(jù)厭氧發(fā)酵過程中物料的含固率(TS)，可將厭氧發(fā)酵分為干法厭氧發(fā)酵和濕法厭氧發(fā)酵。一般而言，物料TS大于15%可認為厭氧發(fā)酵過程為干發(fā)酵，反之則為濕發(fā)酵[2]。

近年來，隨著我國規(guī)?；B(yǎng)殖水平的提高，以畜禽糞便為主要原料的沼氣工程的建設規(guī)模也隨之增大。當前，全混式的濕法發(fā)酵工藝在我國大中型沼氣工程中廣泛應用。大量的實踐表明，濕法發(fā)酵產(chǎn)生大量沼液，施用不當易造成二次污染[3]。同時，使用農業(yè)廢棄物為原料時，砂石、地膜、土塊等雜質很容易對進料裝置、攪拌裝置等設備造成損壞，影響沼氣工程的穩(wěn)定運行。更關鍵問題是，我國規(guī)模化養(yǎng)殖場越來越多的采用干清糞工藝，這也導致養(yǎng)殖場所產(chǎn)生的糞便含固率較高。使用濕法發(fā)酵工藝需要消耗大量的水資源用于調節(jié)含水率。

近年來的研究與實踐表明，干法厭氧發(fā)酵工藝具有更高的原料利用范圍，發(fā)酵過程有機負荷高，工程占地少，更為重要的是沼液產(chǎn)生量少[4]。同時，干法厭氧發(fā)酵所產(chǎn)生的剩余物含固率較高，經(jīng)過簡單的好氧發(fā)酵即可作為肥料施用于農田。Yu H，Huang G H[5]和 Lesteur[6]等人的研究表明，干法厭氧發(fā)酵工藝是處理農業(yè)廢棄物最好的選擇之一，在世界清潔能源供給中應承擔關鍵角色。

目前，在農業(yè)廢棄物的處理領域，干法厭氧發(fā)酵已經(jīng)成為國內外研究的重點方向之一。但是，干法厭氧發(fā)酵目前仍存在一些瓶頸問題，尤其是在干發(fā)酵反應器和干發(fā)酵過程控制條件方面，亟待深入研究。文章重點對當前厭氧干發(fā)酵設備和應用進展進行綜述，為開發(fā)適用的厭氧干發(fā)酵裝備奠定基礎。

1 干法厭氧發(fā)酵反應器

干法厭氧發(fā)酵反應器的類型多樣，根據(jù)反應器進出料是否連續(xù)，可將反應器分為序批式反應器和連續(xù)式反應器。不同類型的厭氧發(fā)酵反應器的特點見表1。

表1 不同類型厭氧發(fā)酵反應器的特征

1.1 連續(xù)式反應器

干法連續(xù)式反應器一般為單相反應器，即產(chǎn)酸和產(chǎn)甲烷過程在同一個反應器內完成，一般物料的含固率可高達20%～40%，沼氣產(chǎn)率可達到0.3～0.5 m3·kg-1VS[7-8]。不同于濕法發(fā)酵反應器，干法連續(xù)反應器對于原料輸送的要求更高，這主要是由于干法發(fā)酵的原料含固率更高、原料的粘度更高[9]。一般而言，這些干法連續(xù)式厭氧反應器，主要選用輸送帶、螺桿泵或功率更高的泵等，這些設備需要針對原料的性質進行定制，制作的成本更高。同時，由于物料粘度更高，且流動性差，因此干法連續(xù)式反應器一般選擇推流式反應器。Dranco，Kompogas，Valorga是3種典型的連續(xù)式單相干發(fā)酵反應器，并且已經(jīng)得到商業(yè)化推廣，其工作過程[10]如圖1所示。

圖1 不同類型單相厭氧干發(fā)酵反應器結構

比利時Dranco工藝[11]適于處理源頭分類的生活垃圾和工業(yè)有機垃圾。目前在比利時、德國、奧地利多個國家有商業(yè)化應用，處理規(guī)模在12000～20000 t·a-1[12]。Dranco工藝主要包括一個混料罐和一個上進料、下出料的推流式反應器。原料與回流的發(fā)酵剩余物首先在混料罐內混合，之后輸送至反應器頂部進料。一般回流的發(fā)酵剩余物與新鮮原料的比例為6∶1[13]。Dranco工藝的關鍵點在于將大量的發(fā)酵剩余物重新回流至反應器內進行二次發(fā)酵，通過回流為新鮮物料進行接種，延長了物料在發(fā)酵罐內的停留時間。同時，大量發(fā)酵剩余回流進行二次發(fā)酵，物料混合和傳質過程在發(fā)酵罐外部的混料罐內進行，避免在發(fā)酵罐內增加攪拌等混料設備。

法國Valorga工藝[14]用于處理有機固體廢棄物和適當分離出難降解部分的生活垃圾。其工作過程如下：物料首先經(jīng)過分選、過篩等預處理，之后沼液回流與原料混合，調節(jié)含固率到30%左右，之后物料泵入反應器內[15]。厭氧發(fā)酵產(chǎn)生部分沼氣通過發(fā)酵罐底部注入，對物料進行氣動攪拌。目前，Valorga工藝[16]在歐洲已取得良好的商業(yè)化應用效果，在法國、荷蘭、波利尼西亞等地都有穩(wěn)定運行的商業(yè)化案例，處理規(guī)模在16000～92000 t·a-1。

瑞士Komopogas[17]工藝是處理源頭分類的有機廢物的典型工藝。其特點在于反應器以轉子泵方式進料，水平安裝攪拌軸，通過攪拌軸完成物料的充分混合，并完成物料的推流出料。反應器內物料的含固率為23%左右。

Linde-KCA工藝也屬于干法發(fā)酵工藝，但在其發(fā)酵過程中，原料首先在預處理罐內進行預水解酸化，處理后的原料通過輸料器泵入橫推流式干發(fā)酵罐內進行產(chǎn)甲烷發(fā)酵，因此屬于兩相發(fā)酵。其工藝過程如圖2所示。德國Linde-KCA工藝已在歐洲各個垃圾處理廠實施，并取得了良好的運行效果[18]。

圖2 Linde-KCA兩相干發(fā)酵反應器

目前，國內干法連續(xù)式厭氧發(fā)酵工藝仍處于實驗室研究階段。陳闖[19]等人制作了有效容積為4.5 L的上推流厭氧反應器連續(xù)干發(fā)酵反應器，采用在側壁距底部35 mm處設置的進料口進料，并開展了豬糞連續(xù)干發(fā)酵小試實驗，結果表明在溫度25℃，有機負荷為4.44 gTS-1的條件下，容積產(chǎn)氣率最高可達到2.40L·L-1d-1，工藝試驗取得了較好的效果，但該反應器僅用于工藝試驗研究，并未解決干發(fā)酵過程中的連續(xù)進出料問題。于美玲[20]等人設計了有效容積1.5 m3的立式連續(xù)干發(fā)酵裝置，進出料系統(tǒng)由螺桿泵和無軸螺旋輸送機實現(xiàn)連續(xù)上進料和下出料，并進行了工藝試驗，結果表明，以市政有機垃圾為原料時，裝置容積產(chǎn)氣率可達到1.0 m3·m-3m-1左右。袁存亮[21]等人開發(fā)了一種滾筒攪拌砼膜槽厭氧發(fā)酵反應器，采用液壓馬達驅動滾筒攪拌裝置實現(xiàn)高含固率物料在砼膜槽的混合以及推流式流動。但該反應器目前仍缺少實驗研究或工程實例報道，缺少對設計可行性的驗證。

1.2 序批式反應器

干法序批式反應器一般為生物淋濾類型的反應器，典型序批式干發(fā)酵反應器結構如圖3和圖4所示。同時，在生物淋濾過程中，還可以調節(jié)有機負荷、氧氣含量，改變反應器構造等，將產(chǎn)酸相和產(chǎn)甲烷相分離構成兩相反應器，并使兩相均處于最優(yōu)的運行條件下，提高發(fā)酵效率。為抑制生物淋濾過程的產(chǎn)甲烷過程，可向產(chǎn)酸相中通入微量氧氣，營造微好氧環(huán)境，加速產(chǎn)酸過程，同時生物淋濾產(chǎn)生的滲濾液中含有大量有機酸，通過稀釋后可泵入UASB反應器內進行高效厭氧發(fā)酵(見圖4)[22]。

圖3 典型序批式干發(fā)酵反應器結構(單相反應器)

圖4 典型序批式干發(fā)酵兩相反應器結構

典型的序批式干發(fā)酵反應器有BEKON，Loock和BIOferm 3種類型，其結構如圖5，圖6和圖7所示。

Loock工藝的工作過程主要包括投料、預好氧處理階段、啟動階段、厭氧發(fā)酵階段和發(fā)酵完成階段。在第1階段物料首先經(jīng)過好氧堆肥，利用堆肥熱量提高物料溫度；第2階段開始滲濾液的噴淋；第3階段為主要的產(chǎn)氣階段，沼氣中甲烷成分最高可達到80%以上；在第4階段噴淋系統(tǒng)停止循環(huán)并排空滲濾液，通入空氣后打開倉門。國內的賓縣車庫式干發(fā)酵項目引進該工藝，工程設計日處理市政有機垃圾160 t，日產(chǎn)沼氣18 000 m3，目前運行狀況良好[23]。

圖5 典型的序批式干發(fā)酵BEKON工藝反應器

圖6 典型的序批式干發(fā)酵Loock工藝反應器

圖7 典型的序批式干發(fā)酵BIOFerm工藝反應器

BEKON工藝與BIOFerm工藝沒有攪拌裝置且有自動控制系統(tǒng)試發(fā)酵過程更容易控制[12]。這兩種與Loock工藝類似，但在運行過程中沒有好氧堆肥的階段。BIOFerm工藝進料濃度一般為25%～35%，平均發(fā)酵時間28天，發(fā)酵滲濾液通過噴灑作為接種源[24]。F.Kaiser[25]等采用Bioferm工藝進行中溫發(fā)酵，飼草產(chǎn)氣率為191.38 L·kg-1TS，園林綠化廢物產(chǎn)氣率為188.64 L·kg-1TS，牛糞產(chǎn)氣率為218 .48 L·kg-1TS。

我國學者對序批式干法發(fā)酵技術及裝備進行了長期的研究。在國家“十一五”計劃“沼氣規(guī)模化干法厭氧發(fā)酵技術與裝備研究”的支持下，韓捷[26]開發(fā)了覆膜槽沼氣規(guī)?；墒桨l(fā)酵裝置(MCT)，采用“軟管充氣膨脹壓力密封聯(lián)接裝置”，建設了生物反應器容積為180 m3的沼氣干法發(fā)酵中試裝置。朱德文等設計了柔性膜覆蓋車庫式厭氧干法發(fā)酵系統(tǒng)，將國外車庫式干發(fā)酵技術和國內柔性膜覆蓋技術耦合研制而成，反應器產(chǎn)氣率可達0.81 m3·m-3m-1，CH4體積分數(shù)為67%[27]。葉森[28]等從2006年開始研究自動排料沼氣干法發(fā)酵裝置，利用罐內沼氣壓力排出發(fā)酵舊料實現(xiàn)半連續(xù)干法發(fā)酵。

序批式厭氧干發(fā)酵物料TS一般在25%以上，單個反應器沼氣發(fā)酵周期為20～30 d，但由于單個反應器內沼氣發(fā)酵過程發(fā)酵存在發(fā)酵峰值，沼氣輸出曲線呈拋物線形，實際應用中多采用多個反應器并行，以避免沼氣發(fā)酵的不穩(wěn)定輸出。

2 干法厭氧發(fā)酵過程控制條件

2.1 溫度

溫度對厭氧微生物生長，反應過程動力學和穩(wěn)定性、沼氣的產(chǎn)量等都有顯著的影響[29]。Alastair J[30]等研究表明厭氧發(fā)酵的適宜溫度為35℃(中溫)和55℃(高溫)。Mashad[31]等人研究了溫度變化對牛糞厭氧消化的影響，發(fā)現(xiàn)沼氣產(chǎn)量在厭氧高溫條件下比中溫條件下高很多。溫度過低會抑制微生物增長，降低反應物利用率和生物產(chǎn)氣量。而溫度過高，易導致氨氮積累抑制甲烷菌增長，甲烷產(chǎn)量降低。Shu guang[32]等進行有機固體廢棄物中溫及高溫厭氧干發(fā)酵6周，研究表明，高溫比中溫條件下發(fā)酵速度更快。TenBrummeler[33]等人研究表明中溫厭氧反應所需能量較少且更加穩(wěn)定，利用較為普遍，35℃～37℃是反應最佳范圍。Fatma A[34]對雞糞在37℃，55℃及65℃條件下進行干法發(fā)酵試驗，僅在中溫37℃的試驗組中檢測到甲烷，且有較好的產(chǎn)氣效果31 mL·g-1VS。

2.2 物料類型

目前，國內外和研究和應用實例主要針對農作物秸稈、畜禽糞便、生活垃圾等有機廢棄物。

物料類型主要由糞便、秸稈等，其中有機碳素和氮素含量的比例關系在發(fā)酵過程中起到重要的作用。原料C/N太高，微生物所需氮量不足，C/N太低，含氮過多的話高濃度的氨態(tài)氮(NH3-N)將一直厭氧發(fā)酵。目前，一般認為沼氣干法發(fā)酵的C/N為25～30[35]。

城市生活垃圾，工業(yè)垃圾和農業(yè)垃圾中的大部分有機部分都可作為干法厭氧發(fā)酵的原料。而各種來源的原料特性變化很大，也顯著地影響干法厭氧發(fā)酵的過程，如起始狀態(tài)，停留時間，沼氣產(chǎn)量和TS轉化率等。楚麗麗[36]在25℃的恒溫厭氧發(fā)酵條件下，豬糞和秸稈混合原料的厭氧發(fā)酵啟動快，均能在較短的時間內開始正常產(chǎn)氣。J C Motte[37]等對產(chǎn)甲烷過程的動態(tài)分析表明TS含量成為控制甲烷產(chǎn)生的主要參數(shù)。邢杰[38]對糞便與秸稈的混合原料進行了研究，研究表明適當?shù)脑龃蠹S便在混合原料中的比例，有利于產(chǎn)氣量的提高。隨糞便比重的增大，相同的糞便與秸稈混合厭氧發(fā)酵，各指標的總體變化如下：VFA濃度降低，堿度、pH值以及氨態(tài)氮濃度有所升高。其中，15℃下糞便秸稈混合發(fā)酵的VFA濃度隨糞便比重的增大而升高，pH值則隨糞便比重的增大而降低。

閆志英[39]等研究表明以秸稈為沼氣發(fā)酵原料，發(fā)現(xiàn)秸稈經(jīng)復合菌劑預處理后的產(chǎn)氣量比未加復合菌劑預處理的對照組有所提高。在干法發(fā)酵過程中纖維素、半纖維素一般難于被微生物分解,這是干法發(fā)酵的一個難點。Romano[40]等指出在沼氣發(fā)酵過程中,纖維素和半纖維素的降解是厭氧發(fā)酵速度慢的原因之一,提高水解速率是厭氧發(fā)酵過程中提高生物量轉率的關鍵。Yue Z B[41]等指出纖維素、半纖維素水解易引起酸積累，影響發(fā)酵的正常運行。

2.3 固體停留時間

固體停留時間(Solid retention time)是影響干法發(fā)酵系統(tǒng)穩(wěn)定性的主要因素之一。最佳停留時間取決于發(fā)酵原料的性質、種類及反應器的結構、環(huán)境穩(wěn)定性和其過程中微生物的種類。固態(tài)干法發(fā)酵往往需要大量的接種物，故要求較長的停留時間[42]。中溫條件下生物質發(fā)酵的停留時間從10 d到40 d不等。然而，停留時間在高溫條件下是較低的。

J Fernandez Rodriguez[43]等研究減小固體停留時間對厭氧發(fā)酵的影響，表明固體停留時間小于4 d不適合于厭氧發(fā)酵。Wellinger A[44]等研究表明,豬糞比牛糞干發(fā)酵的停留時間較短。中溫發(fā)酵條件下牛糞平均停留時間被認為是12～8 d，牛糞與秸稈混合為18～36 d，豬糞為10 d。

2.4 攪拌

橫推流式干法發(fā)酵過程中攪拌有利于均勻分布有機質和傳遞熱量，此外，在發(fā)酵過程中進行攪拌有利于降低反應物料尺寸和排出氣體。由于發(fā)酵底物的組成、顆粒大小不均一，使其具有一定的粘性，無法進行完全攪拌。通過攪拌，可以形成一個均質的環(huán)境防止成層和表面形成殼層，并且可以促進熱轉移，同時釋放間隙氣體[45]。Prasad[46]等研究發(fā)現(xiàn)過度攪拌會減少沼氣產(chǎn)量；并且指出，與連續(xù)性攪拌相比，間歇式攪拌(加料前攪拌2 h)攪拌有利于均勻分布有機質和傳遞熱量，此外，在發(fā)酵過程中進行攪拌有助于降低反應顆粒尺寸和排出氣體。攪拌方式包括機械攪拌、消化液循環(huán)攪拌和沼氣循環(huán)攪拌。攪拌最重要的兩個因素是攪拌強度和攪拌時間。Karim[47]等研究了不同攪拌模式(沼氣循環(huán)攪拌、機械攪拌和漿液回流)對沼氣產(chǎn)量的影響，結果表明：進行沼液回流、機械攪拌和沼氣循環(huán)攪拌的情況相比于未攪拌時分別多產(chǎn)生29%,22%和15%的沼氣，輕度攪拌(加料前攪拌10 min)在甲烷產(chǎn)率方面分別提高了1.3%和12.5%。

2.5 物料接種

干法厭氧發(fā)酵主要的菌種包括沼渣以及污泥等，接種物的重量一般不低于發(fā)酵物料的30%，且要有良好的活性[48]。我國20世紀80年代就開始了對干法發(fā)酵菌種的研究，羅德明[49]等人研究了菌種對不同干物質產(chǎn)氣的影響，發(fā)現(xiàn)糞草比在3～4∶1時可以得到較高的產(chǎn)氣速度和產(chǎn)氣效果。

接種物的數(shù)量和濃度對于厭氧發(fā)酵中甲烷的產(chǎn)量和穩(wěn)定性是非常重要的。在厭氧發(fā)酵工藝中，通常使用厭氧污泥作為接種物，也有工藝利用反應后的物料進行接種。Forster Carneiro T[50]等在接種物濃度為20%和30%時進行餐廚垃圾厭氧消化，COD去除率分別為36.6%和44.8%。為防止因接種量少而造成酸積累導致厭氧發(fā)酵失敗，應加大接種量以保證發(fā)酵正常進行。也可以通過滲濾液回流技術，其優(yōu)勢在于通過滲濾液的噴淋促進養(yǎng)分分布均勻，使微生物與底物接觸更充分，加快對底物的充分降解，提高沼氣產(chǎn)量和速率；同時水的使用量和消化液的排放量大大減少，降低消化液后續(xù)處理的成本。Delia Teresa Sponza[51]發(fā)現(xiàn)回流量為9 L·d-1的反應器比無回流量和回流量為21 L·d-1的反應器在pH值，COD，VFA濃度變化以及甲烷含量等方面狀態(tài)穩(wěn)定，產(chǎn)氣率高，甲烷含量分別提高了10%和20%。Hamed M El Mashad[52]等研究了滲濾液回流以及添加不同接種物對發(fā)酵的影響，表明將溫度從40℃提高到50℃可提高滲濾液的回流量和甲烷產(chǎn)量。

2.6 C/N

碳氮比代表有機材料中碳氮含量的關系。C/N適合厭氧消化率應該不高也不低[53]。在高C/N下產(chǎn)甲烷菌快速消耗氮，造成較低的天然氣產(chǎn)量。另一方面較低的C/N會導致氨的積累且pH值大于8.5。Weiland等人研究表明[54]，C/N在20～30內的產(chǎn)氣量高。Parkin，Owen[55]和 Pang[56]等人還發(fā)現(xiàn)厭氧發(fā)酵最佳的C/N值在20～30之間，且25為最佳。保持物料最佳的C/N可通過混合物料C/N的高低來調節(jié)，如有機固體廢棄物可與污水或畜禽糞便混合。然而，C/N在22～25最適合水果和蔬菜廢物厭氧發(fā)酵[57]。另一方面，Romano和Zhang[58]認為，洋蔥汁和消化污泥最佳碳氮比應保持在15。Zhu and Li[59]研究了C/N在15～18之間的有機廢物厭氧發(fā)酵，用玉米秸稈接種消化污泥，在37℃條件下，前7 d由于pH值減小，C/N增加至21或更高，發(fā)酵速率下降。

3 展望

干法厭氧發(fā)酵作為一個環(huán)境友好型的技術，在能源匱乏的今天具有顯著的優(yōu)勢。目前，國外已經(jīng)有一些商業(yè)化應用的案例，但在國內使用干發(fā)酵技術的沼氣工程不多。干法厭氧發(fā)酵裝置是目前限制干法厭氧發(fā)酵技術推廣的重要因素。相比于序批式干發(fā)酵裝置，連續(xù)厭氧干發(fā)酵技術具有產(chǎn)氣穩(wěn)定、有機負荷高、容積產(chǎn)氣率高、處理量大等特點，是未來厭氧發(fā)酵技術的重要研究方向。但目前，我國連續(xù)厭氧發(fā)酵技術裝備方面，仍沒有解決連續(xù)進出料問題，缺少關鍵裝備。同時在連續(xù)厭氧干發(fā)酵工藝研究方面，我國相關研究較少，對于發(fā)酵過程中原料傳質差、物料接種量高、纖維素和半纖維素難于分解等技術難點，還需進行進一步的研究，并提出解決方案。

參考文獻：

[1] 龐然, 龐德茂, 李 藍, 時 軍. 預均化堆放農業(yè)有機廢棄物的厭氧發(fā)酵技術[J]. 農業(yè)工程學報, 2011, 01(2): 36-38.

[2] 朱勝全, 張衍林, 張文倩, 張俊峰. 可再生能源[J]. 可再生能源, 2009, 27(2).

[3] 韓 捷, 向 欣, 李 想. 覆膜槽沼氣規(guī)?；煞òl(fā)酵技術與裝備研究[J]. 農業(yè)工程報, 2008, 24(10).

[4] 葉小梅, 常志州. 有機固體廢物干法厭氧發(fā)酵技術研究綜述[J]. 生態(tài)與農村環(huán)境學報, 2012(2): 76-79.

[5] Yu H, Huang G H. Effects of sodium acetate as a pH control amendment on the composting of food waste[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(6): 2005-2011.

[6] Lesteur M， Bellon Maurel V， Gonzalez C，et al. Alternative methods for determining anaerobic biodegradability: A review[J]. Process Biochemistry, 2010, 45(4): 431-440.

[7] Rapport J, Zhang R, Jenkins B M, Williams R B. Current anaerobic digestion technologies used for treatment of municipal organic solid waste[M]. California： Environmental Protection Agency， 2008.

[8] Si Kyung C, Wan Taek I, Dong Hoon K, Moon Hwan K, Hang Sik S, Sae Eun O. Dry anaerobic digestion of food waste under mesophilic conditions: performance and methanogenic community analysis[J]. Bioresour Technol，2013, 131: 210-7.

[9] De Bere L. Anaerobic digestion of solid waste: state-of-the-art[J]. Water science and technology, 2000, 41(3): 283-290.

[10] Angelidaki I, Ellegaard L, Ahring B K. Applications of the anaerobic digestion process[M].Biomethanation II. Springer Berlin Heidelberg, 2003: 1-33.

[11] De Baere L. The Dranco Technology: A unique digestion technology for solid organic waste[M]. Organic Waste Systems (OWS) Pub. Brussels, Beligium, 2010.

[12] Angelidaki I, Ellegaard L, Ahring B K. Applications of the anaerobic digestion process[M].Biomethanation II. Springer Berlin Heidelberg, 2003: 1-33.

[13] De Baere L. Partial stream digestion of residual municipal solid waste[J]. Water Science and Technology, 2008, 57(7): 1073-1077.

[14] de Laclos H F, Desbois S, Saint Joly C. Anaerobic digestion of municipal solid organic waste: Valorga full-scale plant in Tilburg, the Netherlands[J]. Water science and technology, 1997, 36(6-7): 457-462.

[15] Fernández J, Pérez M, Romero L I. Effect of substrate concentration on dry mesophilic anaerobic digestion of organic fraction of municipal solid waste (OFMSW)[J]. Bioresource technology, 2008, 99(14): 6075-6080.

[16] Kothari R, Pandey A K, Kumar S, et al. Different aspects of dry anaerobic digestion for bio-energy: An overview[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2014, 39: 174-195.

[17] Wellinger A, Wyder K, Metzler A E. KOMPOGAS-a new system for the anaerobic treatment of source separated waste[J]. Water Science and Technology, 1993, 27(2): 153-158.

[18] Fricke K, Santen H, Wallmann R. Comparison of selected aerobic and anaerobic procedures for MSW treatment[J]. Waste management, 2005, 25(8): 799-810.

[19] 陳 闖, 鄧良偉, 信 欣, 等. 上推流厭氧反應器連續(xù)干發(fā)酵豬糞產(chǎn)沼氣試驗研究[J]. 環(huán)境科學, 2012, 33(3): 1033-1040.

[20] 于美玲, 谷士艷, 于 洋, 等. 立式連續(xù)干發(fā)酵裝置的設計與產(chǎn)氣特性[J]. 農業(yè)工程學報, 2016 (7): 194-199.

[21] 袁存亮, 丁 偉, 張 重. 新型連續(xù)式干法厭氧發(fā)酵反應器的設計[J]. 農業(yè)與技術, 2015, 35(23): 48-50.

[22] Mahnert P, Heiermann M, Linke B. Batch-and semi-continuous biogas production from different grass species[J]. Agricultural Engineering International,2005,7.

[23] 李 超, 盧向陽, 田云, 等.城市有機垃圾車庫式干發(fā)酵技術[J]. 可再生能源, 2012 (01): 113-119.

[24] 梁 芳, 包先斌, 王海洋, 等.國內外干式厭氧發(fā)酵技術與工程現(xiàn)狀[J]. 中國沼氣, 2013, 31(3): 44-49.

[25] El Mashad H M, Zeeman G, Van Loon W K P, et al. Effect of temperature and temperature fluctuation on thermophilic anaerobic digestion of cattle manure[J]. Bioresource technology, 2004, 95(2): 191-201.

[26] 韓 捷, 向 欣, 劉麗紅. 沼氣規(guī)?；煞òl(fā)酵技術與裝備研究[J]. 中國科技成果, 2010 (2): 29-30.

[27] 朱德文, 謝虎, 曹 杰, 等. 柔性膜覆蓋車庫式厭氧干法發(fā)酵系統(tǒng)結構設計與應用[J]. 農業(yè)工程學報,2016, 32(8):177-183.

[28] 葉 森, 魏吉山, 趙哈樂, 等. 自動排料沼氣干發(fā)酵裝置[J]. 中國沼氣, 1989, 7(4): 17-19.

[29] 邱榮娥. 干法厭氧發(fā)酵反應器設計與啟動實驗研究[D]. 武漢:華中科技大學, 2012.

[30] Ward A J, Hobbs P J, Holliman P J, et al. Optimisation of the anaerobic digestion of agricultural resources[J]. Bioresource technology, 2008, 99(17): 7928-7940.

[31] El Mashad H M, Zeeman G, Van Loon W K P, et al. Effect of temperature and temperature fluctuation on thermophilic anaerobic digestion of cattle manure[J]. Bioresource technology, 2004, 95(2): 191-201.

[32] Lu S G, Tsuyoshi I, Ukita M, et al. Start-up performances of dry anaerobic mesophilic and thermophilic digestions of organic solid wastes[J]. Journal of environmental Sciences, 2007, 19(4): 416-420.

[33] Ten Brummeler E, Aarnink M M J, Koster I W. Dry anaerobic digestion of solid organic waste in a biocel reactor at pilot-plant scale[J]. Water Science and Technology, 1992, 25(7): 301-310.

[34] Abouelenien F, Nakashimada Y, Nishio N. Dry mesophilic fermentation of chicken manure for production of methane by repeated batch culture[J]. Journal of bioscience and bioengineering, 2009, 107(3): 293-295.

[35] 劉曉風,廖銀章,劉克鑫.城市有機垃圾厭氧干發(fā)酵研究[J].太陽能學報,1995(02):170-173.

[36] 張瑞紅, 張治勤. 采用厭氧分步固體反應器系統(tǒng)進行蔬菜廢棄物厭氧分解[J]. 農業(yè)工程學報, 2002, 18(5): 134-139.

[37] Motte J C, Escudié R, Bernet N, et al. Dynamic effect of total solid content, low substrate/inoculum ratio and particle size on solid-state anaerobic digestion[J]. Bioresource technology, 2013, 144: 141-148.

[38] 邢 杰. 不同牲畜糞便與小麥秸稈混合厭氧發(fā)酵特性研究[D]. 楊凌：西北農林科技大學, 2014.

[39] 閆志英, 袁月祥, 劉曉風, 等. 復合菌劑預處理秸稈產(chǎn)沼氣[J]. 四川農業(yè)大學學報, 2009, 27(2): 176-179.

[40] Romano R T, Zhang R, Teter S, et al. The effect of enzyme addition on anaerobic digestion of Jose Tall Wheat Grass[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(20): 4564-4571.

[41] Yue Z B, Yu H Q, Harada H, et al. Optimization of anaerobic acidogenesis of an aquatic plant, Canna indica L., by rumen cultures[J]. Water research, 2007, 41(11): 2361-2370.

[42] Dong L, Zhenhong Y, Yongming S. Semi-dry mesophilic anaerobic digestion of water sorted organic fraction of municipal solid waste (WS-OFMSW)[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(8): 2722-2728.

[43] Nges I A, Liu J. Effects of solid retention time on anaerobic digestion of dewatered-sewage sludge in mesophilic and thermophilic conditions[J]. Renewable Energy, 2010, 35(10): 2200-2206.

[44] Wellinger A. Process design of agricultural digesters[M]. Publication Nova Energie GmbH, 1999.

[45] Khalid A, Arshad M, Anjum M, et al. The anaerobic digestion of solid organic waste[J]. Waste management, 2011, 31(8): 1737-1744.

[46] Kaparaju P, Buendia I, Ellegaard L, et al. Effects of mixing on methane production during thermophilic anaerobic digestion of manure: lab-scale and pilot-scale studies[J]. Bioresource technology, 2008, 99(11): 4919-4928.

[47] Karim K, Hoffmann R, Klasson K T, et al. Anaerobic digestion of animal waste: Effect of mode of mixing[J]. Water research, 2005, 39(15): 3597-3606.

[48] 李 強, 曲浩麗, 承 磊, 等. 沼氣干發(fā)酵技術研究進展[J]. 中國沼氣, 2010, 28(5): 10-14.

[49] 羅德明, 李炎章, 楊萬華, 等. 沼氣干發(fā)酵研究 (一)——菌種, 水質對干發(fā)酵產(chǎn)氣量的影響[J]. 中國沼氣, 1983, 1: 003.

[50] Forster Carneiro T, Pérez M, Romero L I. Influence of total solid and inoculum contents on performance of anaerobic reactors treating food waste[J]. Bioresource technology, 2008, 99(15): 6994-7002.

[52] El Mashad H M, van Loon W K P, Zeeman G, et al. Effect of inoculum addition modes and leachate recirculation on anaerobic digestion of solid cattle manure in an accumulation system[J]. Biosystems Engineering, 2006, 95(2): 245-254.

[53] Yen H W, Chiu C H. The influences of aerobic-dark and anaerobic-light cultivation on CoQ10 production by Rhodobacter sphaeroides in the submerged fermenter[J]. Enzyme and Microbial Technology, 2007, 41(5): 600-604.

[54] Weiland P. State of the art of solid-state digestion-recent developments[J]. Solid-state digestion-state of the art and further R&D requirements, 2006, 24: 22-38.

[55] Parkin G F, Owen W F. Fundamentals of anaerobic digestion of wastewater sludges[J]. Journal of Environmental Engineering, 1986, 112(5): 867-920.

[56] Parkin G F, Owen W F. Fundamentals of anaerobic digestion of wastewater sludges[J]. Journal of Environmental Engineering, 1986, 112(5): 867-920.

[57] Bouallagui H, Lahdheb H, Romdan E B, et al. Improvement of fruit and vegetable waste anaerobic digestion performance and stability with co-substrates addition[J]. Journal of environmental management, 2009, 90(5): 1844-1849.

[58] Romano R T, Zhang R. Co-digestion of onion juice and wastewater sludge using an anaerobic mixed biofilm reactor[J]. Bioresource technology, 2008, 99(3): 631-637.

[59] Zhu J, Li Y, Cui F. Experimental study on solid state anaerobic digestion of organic waste for methane production[G]//2009 annual ASABE meeting，2009.