基于TRIZ理論的秸稈好氧-厭氧聯合發酵特性研究

羅立娜 丁清華 劉 鑫 公維佳 秦麗元 王宏燕

(1.東北農業大學工程學院， 哈爾濱 150030； 2.山東寶力生物質能源股份有限公司， 東營 257000； 3.東北農業大學資源與環境學院， 哈爾濱 150030)

0 引言

我國各類農作物秸稈年產量為8.9億t左右[1]，秸稈具有寶貴的利用價值，但目前秸稈的利用率較低，大部分被就地焚燒[2]，不僅破壞土壤結構，還排放大量煙氣，造成霧霾等空氣污染[3]，對人體健康產生威脅。厭氧發酵是秸稈資源化利用的有效途徑，可以生產沼氣和沼肥兩個產品。但目前利用秸稈作為主要原料的沼氣工程較少，原因與秸稈的特性有關。秸稈的主要成分為木質素、纖維素和半纖維素，總質量分數占秸稈質量的70%以上，半纖維素和纖維素是厭氧發酵主要利用的物質，但被木質素包裹，阻止微生物與纖維素和半纖維素的接觸，因此出現水解酸化緩慢、產氣周期長、沼氣產量低、沼肥腐熟度不好等問題[4-5]。如何在水解發酵階段最大限度地破壞木質素結構，使纖維素及半纖維素充分暴露，是解決秸稈高效厭氧發酵的關鍵問題。

目前針對秸稈木質纖維素降解技術的研究主要集中在預處理技術方面。應用的預處理技術主要有物理法、化學法和生物法等[6-7]。物理法主要有粉碎、研磨和蒸汽爆破法等。粉碎和研磨主要是通過減小粒徑，增加基質與微生物的接觸面積達到預處理的目的，可以與其它的預處理方式聯用，以達到較好的預處理效果。蒸汽爆破法[8-10]使纖維素聚合度下降，半纖維素部分降解，可部分剝離木質素，并將原料撕裂為細小纖維。蒸汽爆破法具有處理時間短、化學藥品用量少、無污染、能耗低等優點，但也存在設備成本較高、木質素分離不完全等缺陷。蒸汽爆破法還可以提高纖維素和半纖維素的降解率，但木質素的降解變化不大；化學法主要是稀酸預處理[11]和稀堿預處理[12]，無論是酸或堿處理，預處理后的秸稈如直接進行厭氧發酵，會影響厭氧發酵的效果和后續生產的肥料品質，如進行水洗處理后再進行厭氧發酵，則產生大量的廢水，容易導致二次污染的問題；生物預處理具有環保無污染、成本低等優點，特別是堆漚預處理被廣泛采用，堆漚預處理[13-15]能夠利用好氧菌更快地降解大分子有機物，從而有效地加快厭氧發酵的啟動速率，但耗時過長，且干物質濃度高，容易堵塞管路，傳熱傳質環境差，易造成局部溫度過高導致過度降解。目前針對秸稈木質纖維素降解的研究取得了很大進展，但仍缺少一種操作簡便、適用性強、處理效果好的預處理技術。

針對目前秸稈厭氧發酵工藝存在的問題，本文利用TRIZ理論分析優化并改進現有工藝，得出該工藝的基本參數，以期為秸稈厭氧發酵提供數據參考。

1 基于TRIZ理論的厭氧發酵工藝優化

TRIZ是一套系統性的、基于知識的創新方法體系，囊括了創新的思維、分析工具以及基于知識的解題工具等[16]。TRIZ理論的應用分為兩部分：

第一部分是系統分析，在此階段，主要用到系統完備性法則、因果分析法、九屏幕法分析和S-曲線分析。首先，通過系統完備性法則分析出系統必須具備的最基本要素，并確定出系統的各部分間物質、能量、信息和功能的關系。技術系統從能量源獲得能量，并將能量轉換，傳遞到需要能量的部件，作用到對象上，即“能源—動力裝置—傳動裝置—執行裝置—產品”的工作路線。通過因果分析法分析造成現有秸稈發酵工藝原料利用率低、產氣率低的主要原因是物理屏障阻礙了水解微生物胞外酶與纖維素的接觸致使木質素降解困難，為提高沼氣的生產率就需為好氧微生物提供更好的環境，同時增加木質纖維素與微生物的接觸面積。最終得出影響沼氣生產率的因素為水解木質素的好氧微生物數量，增加溶氧量是使好氧微生物大量繁殖的必要條件。然后根據S-曲線法以橫軸為時間，縱軸為發酵的產氣率做出技術的成熟度預測曲線，發現當前發酵工藝還存在缺陷，木質素還未全部降解，產氣量也未達到最大值，故發酵工藝正處于成長期，有待進一步改進。最后使用九屏幕法把單相厭氧發酵工藝定義為當前系統，系統的過去就是自發發酵，系統的將來是好氧-厭氧兩相發酵工藝；系統的子系統包括產甲烷菌、秸稈、接種物、發酵罐等；系統的超系統為發酵工藝，尋求解決問題的途徑。

第二部分是運用TRIZ工具解決問題，在此階段，首先利用最終理想解的分析方法找到問題的分析結果。問題1：設計最終目標；分析結果：秸稈中木質纖維素可以全部降解產生沼氣。問題2：理想化最終結果；分析結果：提高了纖維素、半纖維素分解率，增加了沼氣產氣量。問題3：確定達到理想解的障礙；分析結果：厭氧細菌只能利用纖維素和半纖維素，而木質素、纖維素和半纖維素相互纏繞在植物細胞壁中形成一個致密的物理屏障。問題4：確定出現這種障礙的結果；分析結果：屏障阻礙了水解微生物胞外酶與纖維素的接觸，纖維素與半纖維素分解率低。問題5：確定不出現這種障礙的條件；分析結果：最大限度地破壞木質素結構，促進水解菌與纖維素及半纖維素的接觸。問題6：確定創造這些條件所用的資源；分析結果：空氣、好氧菌、溫度。第二步，利用矛盾沖突原理(包括物理矛盾和技術矛盾)解決問題。物理矛盾的解決步驟如下：①選取技術系統中的某一因果分析。把溶氧量對好氧和厭氧菌活性的影響作為問題的入手點。②從因果軸定義技術矛盾。系統中已有物質資源為溶氧量，既要求溶氧量高，又要求溶氧量低；即既要保證在水解酸化階段，好氧微生物活性高，木質纖維素分解快，又要保證在厭氧發酵階段容器內的厭氧環境。③提取物理矛盾。上述要求溶氧量既要足夠高又要足夠低，這就是一對物理矛盾。④分離矛盾。分離方法分為4種基本類型，即空間分離、時間分離、條件分離和系統級別分離。當進行水解酸化時，需要溶氧量很高，促進木質纖維素分解；進入產甲烷階段，需要溶氧量降低，加快厭氧菌繁殖速度，增大產氣量。那么，溶氧量的高低在空間內不存在交叉，因此適用于空間分離方法。⑤方案描述?；诳臻g分離原理中的發明原理1：分割原理，考慮將發酵設置為兩相分別發酵，發酵初始溶氧量很高，隨著發酵的進行溶氧量降低，最后厭氧發酵。這樣既增強了微生物的活性，又可使木質纖維素分解率提高，大大增加了產氣量。技術矛盾主要是指：現有技術操作流程的方便性與能量損失之間的技術矛盾，可參考發明原理2、19、13進行解決；傳熱傳質條件差，降解不均勻，且秸稈過度降解導致纖維素和半纖維素的損失，構成系統的復雜性與物質損失之間的技術矛盾，可用發明原理28、10、35、29進行解決；好氧厭氧發酵技術先水解后發酵，增加了秸桿產氣速率，但好氧微生物和厭氧微生物相互干擾，使兩階段不能持續穩定反應，降低穩定性，構成速度與穩定性之間的技術矛盾及降解速度與穩定性之間的技術矛盾，可參考發明原理28、33、1、18解決。然后通過物場分析法建立物-場模型，物質S1是秸桿，物質S2是促進反應的微生物，生物場F是S1與S2之間的相互作用。最后提出4種方案，經過評估選定濕法好氧-厭氧聯合發酵工藝，設計出具體工藝流程，濕法好氧-厭氧聯合發酵工藝流程如圖1所示。

圖1 基于TRIZ理論優化的好氧-厭氧聯合發酵工藝Fig.1 Aerobic-anaerobic combined digestion process based on TRIZ theory

該工藝主要包括好氧水解發酵相和厭氧產甲烷發酵相兩部分，前期的水解相通過不同的供氣方式進行好氧發酵，而產甲烷相采用嚴格厭氧的方式進行發酵。在好氧水解發酵過程中采用曝氣和攪拌的供氧方式，并適當加入好氧菌劑，控制水解酸化的效果，酸化好后進入產甲烷相進行產甲烷發酵，產生的氣體和廢棄物可以根據實際情況進行利用。濕法好氧水解和厭氧發酵是整個工藝的核心部分，直接關系到整個系統的經濟性和運行穩定性，后處理設備的尺寸和規模都要依據該工藝的效果進行確定，因此需要進一步通過試驗對工藝參數進行優化。

2 好氧-厭氧聯合厭氧發酵特性

濕法好氧水解發酵在液體中進行，微生物供氧需要克服氧傳遞阻力，因此涉及氧傳遞速率的問題。發酵液中的氧傳遞方式與供氧方式有關，主要為分子擴散。本文旨在研究曝氣及攪拌兩種供氧方式對發酵效果的影響，并研究添加不同種類的微生物對好氧產酸發酵效果及產氣特性的影響。

2.1 試驗材料和方法

水稻秸稈取自哈爾濱市香坊農場，風干后用粉碎機粉碎，取樣測定基本指標，剩余部分待用。接種物取自實驗室沼氣發酵中試系統，為牛糞原料厭氧發酵后的沼液。原料和接種物的基本特性如表1所示。

試驗采用有效容積為2 500 mL的廣口瓶為反應容器，采用中溫溫度進行好氧水解和厭氧發酵。將80 g秸稈與1 040 g接種物進行混合至好氧水解發酵底物的總固體質量分數為10%，在好氧水解發酵24 h后發酵底物的總固體質量分數變化可以忽略不計，之后加入520 g沼液重新接種，調節總固體質量分數至8%左右進入厭氧產甲烷發酵，好氧及厭氧發酵過程總固體質量分數的確定依據李文哲等[17]的研究結果。試驗過程中采用攪拌和曝氣的方式供氧，并加入木霉和黑曲霉進行強化，菌種均來自東北農業大學沼氣發酵實驗室，所用培養基為PDA培養基，菌種的添加量為1%，試驗方案如表2所示。試驗A～F組分別記為好氧敞口組、曝氣木霉組、曝氣黑曲霉組、曝氣混菌組、攪拌混菌組及直接厭氧組。用排水法收集產生的氣體，每24 h測一次氣體體積和氣體成分，發酵前后測定木質纖維素含量。

表1 發酵原料的基本特性Tab.1 Basic characteristics of raw materials

2.2 測定指標及方法

總固體質量分數采用(105±5)℃的干燥箱恒溫干燥法進行測量；揮發性固體質量分數采用550～600℃的馬弗爐灼燒法測定[18]；pH值采用上海雷磁酸度計進行測定；總氮測定方法是將樣品經過380℃、2 h消解后采用Kjeltec2300型凱氏定氮儀進行測定；氨氮測定是直接將液樣離心后取5 mL上清液，用Kjeltec2300型凱氏定氮儀進行測定；氣體成分采用安捷倫6890型氣相色譜進行測定，柱型號TDX-01，柱溫150℃，總流量40.0 mL/min，運行時間2 min，TCD檢測器溫度220℃，氮氣為尾吹氣，氬氣為載氣，進樣口溫度為室溫(20℃)，采用外標法測定氣體的成分及含量，標準曲線包含5個不同的甲烷體積分數，其范圍為9.85%～80.3%；揮發性脂肪酸含量用同一臺氣相色譜儀測定，樣品先以12 000 r/min的轉速離心10 min，取上清液與質量分數為25%的偏磷酸溶液按照質量比10∶1的比例混合，然后再以12 000 r/min的轉速離心10 min，取上清液過0.45 μm濾膜后，取1 mL濾液進行測定。色譜條件如下：載氣和尾吹氣均為氮氣，載氣采用恒壓模式，壓強保持在187 kPa，尾吹氣流量為30 mL/min；進樣口溫度為220℃，初始柱溫為60℃，然后以15℃/min的速度升至140℃并維持1.2 min，檢測器溫度為250℃。整個測定時間為6.53 min。

表2 試驗設計方案Tab.2 Experimental design

纖維素、半纖維素、木質素含量采用ANKOM 200i型半自動纖維分析儀測定。酶活測定方法是將發酵液5 000 r/min離心5 min后，取上清液，得到粗酶液。以50 mg濾紙為底物測定總纖維素酶活性[19]，用檸檬酸緩沖液稀釋酶液，于50℃下反應1 h，加3 mL的3,5-二硝基水楊酸，煮沸5 min，紫外分光光度計540 nm波長下測定吸光度并計算酶活。以每分鐘催化水解產生1 μg葡萄糖所需的酶量為1個酶活單位(U)[20]。

2.3 數學模型

2.3.1理論產氣量的計算

原料的理論產氣量為有機物完全降解時的最大產氣量，通過試驗確定底物的元素組成(C、H、O、N)，根據巴斯維爾公式進行計算[21]，即

(1)

(2)

式中YCH4,th——理論產甲烷量，mL/g

根據表1中稻秸的元素組成，由式(1)、(2)計算得到理論產甲烷量為424.7 mL/g。

2.3.2一級反應方程

采用一級反應方程對累積產甲烷量進行擬合[22-23]，方程式為

P(t)=P∞[1-exp(-kt)]

(3)

式中P(t)——t時刻的累積產甲烷量，mL/g

P∞——沼氣最大生產潛力，mL/g

k——一級方程的速率常數，d-1

t——反應時間，d

2.3.3修正的Gompertz方程

累積產氣量還可以用修正的Gompertz方程進行擬合[24]，方程式為

(4)

式中Rm——最大日產甲烷量，mL/(g·d)

λ——延遲時間，d

3 試驗結果與分析

3.1 pH值、揮發酸質量濃度及酶活

圖2 好氧發酵過程pH值、揮發酸質量濃度及酶活的變化Fig.2 Changes of pH value, VFA and enzyme activity in different aerobic hydrolysis groups

好氧發酵過程中pH值、揮發酸質量濃度及酶活的變化可以反映木質纖維素的降解情況及微生物的生長狀況，有利于判斷好氧水解酸化過程進行的效果。有機物的生物分解可以由5個單獨的反應過程組成：分解反應、水解反應、產酸反應、乙酸生成反應和甲烷生成反應[25]。在好氧水解酸化的24 h內，前3個過程為主要反應。分解反應為固形物強度降低轉化為膠質性、溶解性高分子的物理現象。水解反應是通過微生物分泌的酶類將秸稈中的碳水化合物、蛋白質、脂肪酸水解成簡單的單糖、氨基酸、丙酮酸、高級脂肪酸等物質。產酸反應則是將水解產物進行產酸發酵。發酵體系的pH值與揮發酸的含量及體系底物分解出的堿性物質有關。pH值、揮發酸質量濃度及酶活的變化如圖2所示。

好氧發酵過程24 h內各組的揮發酸含量均呈現上升的趨勢，這是由于底物在好氧微生物的作用下迅速反應不斷產生揮發酸的結果，24 h后各組揮發酸質量濃度如圖2b所示，其中曝氣混菌組揮發酸質量濃度最高，可達11 073.61 mg/L，好氧敞口組揮發酸質量濃度較低，為8 799.37 mg/L,而直接厭氧發酵組揮發酸質量濃度最低，為1 123.56 mg/L。有研究表明當揮發酸質量濃度超過5 000 mg/L時，對產甲烷發酵體系產生抑制作用[27]，因此在好氧發酵過程主要進行的是產酸發酵，而隨后的產甲烷過程在厭氧發酵過程進行，有利于厭氧發酵過程的產酸相和產甲烷相分離，提高厭氧發酵效率。

木質纖維素的降解主要是通過微生物分泌的多組分酶來完成的，因此通過酶活能夠反映微生物的活性。由圖2b可以看出，酶活與揮發酸質量濃度的數值具有一定的相關性，酶活較高組的揮發酸質量濃度也較高，說明微生物活性高。酶活由高到低的各組分別為：曝氣混菌組、攪拌混菌組、曝氣黑曲霉組、曝氣木霉組、好氧敞口組、直接厭氧組。曝氣混菌組的酶活最高，為73.33 U。加入菌種的各好氧組酶活顯著高于未加菌的好氧敞口組，混菌組的酶活高于單一菌種的酶活，直接發酵組的酶活最低，這是由于厭氧菌的生長繁殖速度要遠低于好氧菌。因此在好氧水解過程中加入馴化后，且具有降解木質纖維素作用的微生物能夠顯著提高水解酸化的效果。

3.2 累積產甲烷量

不同組累積產甲烷量隨發酵時間的變化如圖3所示。由圖3可知，先經過好氧水解，隨后進行厭氧發酵的各組累積產氣量均高于直接進行厭氧發酵組，可見好氧水解過程有利于破壞木質纖維素結構，增加木質纖維素與微生物接觸面積，提高產氣量。A、B、C、D、E各組最終的累積產氣量分別比直接厭氧組高11.00%、26.82%、23.76%、61.22%、36.83%。添加不同種類的菌劑對產甲烷過程均有不同程度的促進作用。采用攪拌或曝氣供氧組的累積產氣量高于不供氧組，可見好氧發酵過程中溶氧量是影響其效果的關鍵因素，采用強制供氧能夠促進好氧發酵過程的進行，有利于好氧微生物的生長。比較采用曝氣供氧方式的3組，添加混菌的效果要高于添加單菌的效果，這說明在供氧充足的條件下，單一菌種的降解效果有限，不能分泌出所有分解木質纖維素結構的酶，而木霉和黑曲霉協同作用，具有良好的降解效果，改善了單菌降解過程的選擇單一性。對于添加同樣質量混菌的D和E組，累積產氣量差異顯著，曝氣組的累積產氣量比攪拌組高17.82%，這主要是由于溶氧量的限制。曝氣組溶氧量可達2.91 mg/L，供氧充足，有利于微生物的生長和繁殖，而攪拌組的溶氧量低，木霉和黑曲霉容易發生競爭抑制作用，影響好氧發酵效果。

圖3 累積產甲烷量隨發酵時間的變化曲線Fig.3 Changing curves of cumulative methane production with changes of time

利用修正的Gompertz方程和一級反應方程對累積產氣量進行擬合，結果如表3所示。從擬合的結果可以看出，兩個模型的擬合結果良好，修正的Gompertz方程擬合的決定系數R2在0.982 17～0.996 82之間，而一級動力學模型擬合的決定系數R2在0.977 95～0.996 75之間變化。擬合得到的最大產甲烷潛力接近于試驗值，試驗中曝氣混菌組的最大產甲烷量為294.38 mL/g，而利用修正的

Gompertz方程和一級反應方程分別可達279.58 mL/g和320.11 mL/g。直接進行厭氧發酵組的累積產甲烷量最低，為182.26 mL/g。CHEN等[28]利用雙螺桿擠壓對稻稈進行預處理后厭氧發酵，累積產甲烷量可達227 mL/g，可見本試驗的好氧水解產酸過程能夠達到良好的預處理效果。修正的Gompertz方程中的延遲時間代表產甲烷過程的啟動快慢，各組的延遲時間均較短，差別不顯著，可能主要是由于接種物的原因，當接種物質量較好，且底物與接種物的揮發性固體質量比適當時，厭氧發酵能夠快速啟動，而不會出現明顯的延遲現象。根據巴斯維爾公式計算得到理論產甲烷量為424.7 mL/g，而試驗中曝氣混菌組實際的產甲烷量最高只能達到理論產甲烷量的69%左右，仍有31%左右的物質沒有被降解，這主要是因為秸稈的結構復雜，非生物降解組分含量高，利用元素組成的計算方法將非生物降解成分包括在內，致使理論計算結果偏高，因此巴斯維爾公式更適合于可被降解組分含量高的底物，而對于非生物降解組分高的底物參考價值較小。

表3 修正的Gompertz方程和一級反應方程擬合累積產氣量的動力學參數Tab.3 Kinetic parameters of cumulative gas production in different groups fitted by modified Gompertz and first-order models

3.3 化學成分

有研究表明，在厭氧發酵過程中，木質素幾乎不發生降解[17]，因此厭氧發酵前必須最大限度地破壞木質纖維素的結構，才能提高秸稈發酵底物的降解率。圖4為好氧發酵后及好氧-厭氧發酵過程結束后木質纖維素降解率及好氧-厭氧發酵后總揮發性固體降解率。

圖4 木質纖維素降解率及總揮發性固體降解率的變化Fig.4 Changes of lignocellulose degradation rate and total VS degradation rate

F組的半纖維素、纖維素和木質素降解率分別為33.2%、19.92%及0.13%。由圖4可知，經過好氧發酵后的各組木質纖維素均有不同程度的降解。其中好氧敞口組的木質素降解率最低，為0.6%，但從最終厭氧發酵總揮發性固體降解率可以看出，雖然木質素降解率提高較少，但揮發性固體降解率顯著提高，約為16%左右，推測木質素雖然未降解成單體，但與半纖維素和纖維素連接的化學鍵發生斷裂，半纖維素和纖維素的降解率提高，導致最終總揮發性固體降解率提高。無論是攪拌還是供氣的方式，加入單菌和混菌組均能提高木質纖維素的降解率，在好氧發酵結束后加菌各組的半纖維素、纖維素和木質素分別降解34.1%～46.3%、15.6%～40.4%和7.3%～8.2%，對比曝氣供氧方式的3組，加入混菌的效果要好于加入單一菌種，曝氣混菌組木質纖維素降解率最高，木質素的降解主要發生在好氧階段。而經過好氧發酵過程后再進行厭氧發酵，半纖維素、纖維素的降解率分別達到50.08%～63.49%和39.81%～53.34%，與直接厭氧發酵組相比顯著提高。不經過好氧發酵，直接進行厭氧發酵最終總揮發性固體降解率為44.53%，好氧敞口組、曝氣木霉組、曝氣黑曲霉組、曝氣混菌組及攪拌混菌組的揮發性固體降解率分別比直接厭氧發酵組高15.99%、35.47%、37.99%、54.68%和40.92%。

4 結論

(2)利用修正的Gompertz方程和一級反應方程可以很好地擬合累積產甲烷量隨時間的變化，擬合得到的動力學參數可以作為產甲烷發酵過程的重要評價指標，有利于理論分析物質的產甲烷潛力。但對于秸稈類物質，巴斯維爾公式計算出的理論產甲烷率過高，試驗過程中曝氣混菌組的最大產甲烷量為294.38 mL/g，只能達到理論產甲烷量的69%左右，仍有31%左右的物質沒有被降解。

(3)經過好氧發酵過程有利于木質纖維素的降解，好氧發酵結束后加菌各組的半纖維素、纖維素和木質素分別降解34.1%～46.3%、15.6%～40.4%和7.3%～8.2%，最終的揮發性固體降解率也顯著提高，曝氣供氧方式的效果優于攪拌供氧，曝氣供氧方式下添加混菌的效果優于添加單一菌種。

1 趙越,宋彩虹,李鳴曉,等.基于無害化程度評價的沼渣混合物料堆肥配比優化[J].東北農業大學學報,2015,46(8):32-37.

ZHAO Yue, SONG Caihong, LI Mingxiao,et al. Optimization of material proportion of biogas residue mixed with livestock manure co- composting based on evaluation of degree of harmlessness[J]. Journal of Northeast Agricultural University, 2015, 46(8):32-37. (in Chinese)

2 曹穩根, 高貴珍, 方雪梅,等.我國農作物秸稈資源及其利用現狀[J].宿州學院學報，2007, 22(6):110-112.

CAO Wen’gen, GAO Guizhen, FANG Xuemei, et al. Utilization status of crop stalks resources in China [J]. Journal of Suzhou University, 2007, 22(6):110-112. (in Chinese)

3 NGUYEN V H, TOPNO S, BALINGBING C, et al. Generating a positive energy balance from using rice straw for anaerobic digestion [J]. Energy Reports, 2016(2): 117-122.

4 楊淑蕙.植物纖維化學[M].北京：中國輕工業出版社,2006.

5 ZHONG W Z, ZHANG Z Z, LUO Y J, et al. Effect of biological pretreatments in enhancing corn straw biogas production [J].Bioresource Technology, 2011, 102(24):11177-11182.

6 YU G, ZHANG Y, ZHOU X. Effect of Ca(OH)2, pretreatment on extruded rice straw anaerobic digestion[J]. Bioresource Technology, 2015, 196:116-122.

7 涂洪峰. 不同預處理方法提高木質纖維素原料酶解性能的研究[D].武漢：湖北工業大學, 2016.

TU Hongfeng. The effect of different pretreatment methods on enzymatic hydrolysis of different cellulosic materials[D].Wuhan: Hubei University of Technology,2016. (in Chinese)

8 宋永民,陳洪章.汽爆秸稈高溫固態發酵沼氣的研究[J].環境工程學報,2008, 2(11):1564-1570.

SONG Yongmin, CHEN Hongzhang. Study on biogas production by thermophilic solid-state fermentation from steam exploded corn stalk[J].Chinese Journal of Environmental Engineering, 2008, 2(11):1564-1570. (in Chinese)

9 羅鵬,劉忠.蒸汽爆破法預處理木質纖維原料的研究[J].林業科技,2005, 30(3):53-56.

10 DEEPA B, ABRAHAM E, CHERIAN B M, et al. Structure, morphology and thermal characteristics of banana nano fibers obtained by steam explosion[J]. Bioresource Technology, 2011, 102(2):1988-1997.

11 李世密, 魏雅潔, 張曉健, 等.秸稈類木質纖維素原料厭氧發酵產沼氣研究[J].可再生能源, 2008, 26(1)：50-53.

LI Shimi, WEI Yajie, ZHANG Xiaojian,et al. Research on the biogas production from lignocellulocsic material[J]. Renewable Energy Resources, 2008, 26(1)：50-53. (in Chinese)

12 李道義.養殖廢棄物干式厭氧發酵技術與裝備研究[D].北京：中國農業大學, 2012.

LI Daoyi. Technical study and equipments development of dry anaerobic digestion of livestock wastes[D].Beijing: China Agricultural University, 2012. (in Chinese)

13 WEN B T, YUAN X F, LI Q X, et al. Comparison and evaluation of concurrent saccharification and anaerobic digestion of Napier grass after pretreatment by three microbial consortia[J].Bioresource Technology, 2015,175:102-111.

14 陳廣銀,馬慧娟,常志州,等.堆肥預處理溫度控制促進麥秸厭氧發酵產沼氣[J].農業工程學報，2013,29 (23):179-185.

CHEN Guangyin, MA Huijuan, CHANG Zhizhou,et al. Promotion of biogas production of wheat straw by controling composting pretreatment temperature[J]. Transactions of the CSAE,2013,29 (23):179-185. (in Chinese)

15 高白茹, 常志州, 葉小梅,等. 堆肥預處理對稻秸厭氧發酵產氣量的影響[J]. 農業工程學報, 2010, 26(5):251-256.

GAO Bairu, CHANG Zhizhou, YE Xiaomei, et al. Effect of compost pre-treatment on biogas production from rice straw[J]. Transactions of the CSAE, 2010, 26(5):251-256.(in Chinese)

16 劉訓濤,曹賀,陳國晶，等. TRIZ理論及應用[M].北京：北京大學出版社,2011.

17 李文哲,丁清華,魏東輝,等. 稻秸好氧厭氧兩相發酵工藝與產氣特性研究[J/OL].農業機械學報,2016,47(3):150-157. http:∥www.j-csam.org/jcsam/ch/reader/view_abstract.aspx?flag=1&file_no=20160322&journal_id=jcsam.DOI：10.6041/j.issn.1000-1298.2016.03.022.

LI Wenzhe, DING Qinghua, WEI Donghui,et al. Aerobic and anaerobic two-phase fermentation process and biogas production characteristic of rice straw [J/OL]. Transactions of the Chinese Society for Agricultural Machinery, 2016,47(3):150-157. (in Chinese)

18 國家環保局，《水和廢水監測分析方法》編委會．水和廢水監測分析方法[M]．北京：環境科學出版社，1989．

19 李晶宇,李文哲,張影微,等.發酵原料混合比例對高固含量厭氧發酵的影響[J].東北農業大學學報,2014,45(11):101-107.

LI Jingyu, LI Wenzhe, ZHANG Yingwei,et al. Effect of mixing ratios with different materials on high-concentration anaerobic fermentation[J]. Journal of Northeast Agricultural University,2014,45(11):101-107. (in Chinese)

20 趙方圓,范寧杰,朱建春,等.纖維素高效降解菌YN1的篩選及其降解特性[J].微生物學通報,2010, 37(4): 496-502.

ZHAO Fangyuan, FAN Ningjie, ZHU Jianchun, et al. Isolation and characterization of an efficient cellulose-decomposing strain YN1[J]. Microbiology China, 2010, 37(4): 496-502. (in Chinese)

21 SATHISH S, VIVEKANANDAN S. Parametric optimization for floating drum anaerobic bio-digester using response surface methodology and artificial neural network[J]. Alexandria Engineering Journal, 2016, 55(4): 3297-3307.

22 GUNASEELAN V N. Biochemical methane potential of fruits and vegetable solid waste feedstocks[J]. Biomass & Bioenergy, 2004, 26(4):389-399.

23 AKOBI C, YEO H, HAFEZ H, et al. Single-stage and two-stage anaerobic digestion of extruded lignocellulosic biomass[J]. Applied Energy, 2016, 184:548-559.

24 NOPHARATANA A, PULLAMMANAPPALLIL P C, CLARKE W P. Kinetics and dynamic modelling of batch anaerobic digestion of municipal solid waste in a stirred reactor[J]. Waste Management, 2007,27(5):595-603.

25 野池達野. 甲烷發酵[M]. 北京：化學工業出版社, 2014.

26 賀琪,李國學,張亞寧,等.高溫堆肥過程中的氮素損失及其變化規律[J].農業環境科學學報，2005，24(1)：169-173.

HE Qi, LI Guoxue, ZHANG Yaning, et al. N loss and its characteristics during high temperature composting [J].Journal of Agro-Environment Science, 2005,24(1)：169-173. (in Chinese)

27 YENIGüN O, DEMIREL B. Ammonia inhibition in anaerobic digestion: a review[J]. Process Biochemistry, 2013, 48(5-6):901-911.

28 CHEN X, ZHANG Y L, YU G, et al. Enhancing methane production from rice straw by extrusion pretreatment[J]. Applied Energy, 2014, 122(2):34-41.