猪粪与酒糟混合厌氧发酵的产甲烷和三元pH缓冲体系特征

王子月; 张长平; 孟晓山; 张俊亚; 王亚炜; 魏源送

doi:10.12030/j.cjee.201801096

猪粪与酒糟混合厌氧发酵的产甲烷和三元pH缓冲体系特征

1.
河北工业大学能源与环境工程学院，天津 300401
2.
中国科学院生态环境研究中心，环境模拟与污染控制国家重点联合实验室，北京 100085
3.
中国矿业大学北京化学与环境工程学院，北京 100083
4.
中国科学院大学，北京 100049
基金项目:
国家水体污染控制与治理科技重大专项（2015ZX07203-007，2017ZX07102）

Characteristics of methane production and ternary pH buffer system in anaerobic co-digestion of swine manure and distiller’s grains

1.
School of Energy and Environmental Engineering, Hebei University of Technology, Tianjin 300401, China
2.
State Key Joint Laboratory of Environment Simulation and Pollution Control, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China
3.
School of Chemical and Environmental Engineering, China University of Mining and Technology Beijing, Beijing 100083, China
4.
University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China
Fund Project:

摘要: 以猪粪和酒糟为发酵原料，考察了5种混合比例（猪粪与酒糟总固体含量（TS）比100:0、95:5、90:10、80:20、50:50）下混合厌氧发酵的产甲烷特性，并研究了其三元pH缓冲体系特征。结果表明，混合比例显著影响猪粪与酒糟混合发酵的甲烷产率（P-1（VSadded）），比纯猪粪厌氧发酵的甲烷产率提高了6.2%。纯猪粪、猪粪与酒糟TS比为95:5的2组累积产甲烷量符合修正Gompertz方程(R2=0.993 3; R2=0.989 6)，无明显滞后期。酒糟含有的大量硫酸盐影响了甲烷产量。VFAs-氨氮-TIC三元pH缓冲体系特征的研究结果表明，由于酒糟的碱度严重缺失，酒糟添加量过大时，体系偏离合适的pH缓冲区域，体系酸度过高，抑制了厌氧发酵的进行。
- 猪粪 /
- 酒糟 /
- 厌氧发酵 /
- 甲烷 /
- 三元pH缓冲体系
Abstract: The swine manure and distiller's grains were used as fermentation raw materials. Batch experiments of anaerobic co-digestion were carried to investigate methane production potential at five mixing ratios (swine manure/distiller’s grains TS ratio 100:0, 95:5, 90:10, 80:20, 50:50), and its characteristics of ternary pH buffer system were studied. The results indicated that mixing proportions of swine manure and distiller’s grains significantly affected the methane production per unit of VS. The highest unit VS methane yield occurred at the TS ratio proportion of 95:5, and methane yield was 271 mL?g-1（VSadded）, 6.2% higher than that of swine manure. The cumulative methane production of two fermentation groups of manure, manure/distiller TS ratio of 95:5, fit with the modified Gompertz equation very well (R2=0.993 3; R2=0.989 6), had no significant lag period. Due to distiller’s grains rich in sulfate, it affected the methane production. The results of VFAs-ammonia-TIC ternary pH buffer system showed that because of low alkalinity in the distiller's grains, with increase of adding distiller’s grains, the pH of the system deviated from the proper pH buffer area resulting in an excessively high acidity of the system and delaying the anaerobic fermentation.
- swine manure /
- distiller’s grains /
- anaerobic fermentation /
- methane /
- ternary pH buffer system

我国规模化畜禽场发展迅猛，但其产生的大量粪污也对环境造成了严重影响^[1-2]。厌氧发酵技术是目前处理畜禽废弃物的主要手段之一。猪粪中含有大量的有机物，可作为厌氧发酵的原料生产沼气。目前已经有很多学者研究猪粪的厌氧发酵。CHAE等^[3]研究了发酵温度及温度冲击对猪粪中温厌氧发酵的影响；ZHOU等^[4]研究了猪粪厌氧发酵的产气量及其中的微生物群落结构；KAPARAJU等^[5]研究了搅拌频率对猪粪高温厌氧发酵沼气产量的影响。但是猪粪厌氧发酵过程中含氮类有机物会被转化为氨氮，使厌氧发酵体系中总氨氮（NH₄⁺-N）浓度逐渐升高，有研究^[6-8]发现，游离氨浓度过高会抑制产甲烷菌的生长，从而降低产气速率。酒糟是酒精工业和酿酒工业酿酒后剩余的残渣。酒糟中营养丰富，富含粗蛋白、维生素和多种微量元素，非常适合作为厌氧发酵的原料^[9]。根据酿酒原料的不同，酒糟可以分为白酒糟、黄酒糟、啤酒糟和酒精糟等^[10]。不同酒糟所含成分不同，但是由于酿酒过程中会添加大量硫酸，使酒糟的酸度极高，碱度非常低，若直接进行厌氧发酵极易引起酸化导致反应崩溃。而大部分研究通过添加碳酸钠等碱性物质调节其pH^[11-13]。多种原料的混合厌氧发酵可以调节发酵原料的碳氮比，有效地避免氨抑制^[14]。因此，考虑了猪粪和酒糟混合厌氧发酵，达到既缓解猪粪氨氮抑制问题又解决酒糟碱度不够的问题。SENSAI等^[15]研究了木薯酒糟和猪粪高温混合厌氧发酵，不同质量的酒糟和猪粪混合会改变基质的碳氮比，酒糟和猪粪质量比为77:23时碳氮比为30:1，此时厌氧发酵比单纯酒糟发酵更稳定。然而并未对猪粪和玉米酒糟混合厌氧发酵进行研究。

经典酸碱理论认为，酸碱平衡系统的pH主要是由弱酸弱碱盐决定的。产甲烷相中的弱酸弱碱为挥发性有机酸（VFAs）、氨氮、碳酸根/碳酸氢根^[16]，三者共同存在时可以形成1个pH缓冲区域，在这个区域内体系pH可以保持在中性范围内，这是厌氧发酵所适宜的pH范围。郁达伟^[17]研究了AnMBR处理高浓度有机废水过程中三元缓冲体系的形成机理及影响。通过pH缓冲体系可以有效地对厌氧发酵过程进行优化及控制。

本实验以猪粪和玉米白酒酒糟（未固液分离）为发酵底物，通过批次实验，考察不同混合比例对混合发酵产甲烷的影响，研究猪粪与酒糟混合厌氧发酵的产甲烷特性，并对其VFAs-氨氮-TIC三元pH缓冲体系特征研究，以期达到强化猪粪厌氧发酵产甲烷的目的，为提高猪粪厌氧发酵产甲烷效率提供理论依据。

1 实验部分

1.1 实验材料

酒糟、猪粪取自山东省某农牧产业园，接种泥取自山东省某农牧产业园封闭式厌氧塘。该农牧产业园采用酒糟作为饲料来养猪，猪粪使用水泡粪工艺收集在封闭式厌氧塘内进行厌氧发酵产沼气。取回的猪粪、酒糟和接种泥立即测定基本理化性质，剩余部分于4 ℃冷藏保存。实验材料的基本理化特性见表1。

表1 发酵原料基本理化特性
Table 1 Physical and chemical properties of raw materials

表1 发酵原料基本理化特性
**Table 1** Physical and chemical properties of raw materials
原料	pH	TS/%	VS/%	TCOD/（g·L⁻¹）	氨氮/（g·L⁻¹）	SO₄²⁻/（mg·L⁻¹）	TIC/（mg·L⁻¹）
酒糟	3.30	6.9	94.0	112.7	2.1	701.6	9
猪粪	7.06	29.1	73.7	226.7	1.8	225.6	931
接种泥	7.14	5.1	56.2	55.4	3.3	150.6	755

注：TS为总固体浓度；VS为挥发性固体浓度（占TS），TCOD为总化学需氧量。

1.2 实验装置与设计

本实验采用AMPTS全自动甲烷潜力测试系统（Bioprocess Control AB, 瑞典）。该系统主要由3部分组成。第1部分为厌氧发酵单元，由15个600 mL玻璃蓝盖瓶组成，并配有电机搅拌，15个玻璃瓶放置在水浴锅中来控制厌氧发酵的温度；第2部分由15个100 mL玻璃瓶组成，每个瓶中装有90 mL 3 mol·L⁻¹的NaOH溶液，用于吸收厌氧发酵产生沼气中的CO₂、H₂S等气体，因此本研究中记录的气体体积主要为甲烷体积；第3部分为气体体积记录、数据储存单元，每个发酵罐对应1个气体计量装置。

设置工作条件总固体含量（TS）为8%，原料/污泥接种比（TS比）为3:1，有效工作体积400 mL，温度设置为中温（37±0.1）℃。本实验研究不同配比酒糟与猪粪混合厌氧发酵。共设4个处理组，1个对照组，每1组设置3个重复。不同酒糟猪粪原料用量配比见表2。将酒糟、猪粪及接种泥按照表2中的用量添加至发酵瓶中，置于37 ℃恒温水浴锅中，开始前，通氮气3 min以除去液面上方空气，制造厌氧环境。每间隔1 min搅拌1次，每次搅拌时间为1 min。

表2 批次混合厌氧发酵实验设计
Table 2 Experimental design of batch anaerobic fermentation

表2 批次混合厌氧发酵实验设计
**Table 2** Experimental design of batch anaerobic fermentation
组号	TS/%	酒糟/g	猪粪/g	接种泥/g	水/g	猪粪酒糟比（TS比）	pH
A	8	0	310	585	605	100:0	6.65
B	8	66	294	585	555	95:5	6.49
C	8	131	279	585	505	90:10	6.42
D	8	263	248	585	404	80:20	6.38
E	8	657	155	585	103	50:50	6.19

注：猪粪、酒糟、接种泥的投加量均为湿重。

1.3 测定项目与方法

采用105 ℃烘干法测定总固体含量（TS）、600 ℃灼烧法测定挥发性固体含量（VS）^[18]；使用pH计测定pH；HACH COD快速测定方法测定总化学需氧量（TCOD）及溶解性化学需氧量（SCOD）；纳氏试剂法测定氨氮含量；分别采用Dubois法和Lowry法^[19]测定溶解态多糖和蛋白质；利用气相色谱仪（GC-2014 AF/SPL，Shimadzu，日本）测定VFAs含量；离子色谱（ICS-1000，美国戴安公司，美国）测定SO₄²⁻离子浓度；TIC采用总有机碳分析仪（Vario TOC，Elementar公司，德国）测定；累积产甲烷量及日产甲烷量由AMPTSII的气体体积测定单元自动记录。其中SCOD、氨氮、溶解性蛋白质和多糖、VFAs、SO₄²⁻离子、TIC等指标为样品过0.45 μm滤膜后进行测量。

2 结果与讨论

2.1 产甲烷特性

各处理的单位VS累积产甲烷量及产甲烷速率的变化见图1。当猪粪与酒糟比为95:5时，累计产甲烷量最大（271.3 mL·g⁻¹（VS_added）），比纯猪粪的产甲烷量（255.4 mL·g⁻¹（VS_added））提高了大约6%。其他组累积产甲烷量均小于纯猪粪的产气量，这说明酒糟中存在一定的抑制厌氧发酵的因子。从图1（b）可以看出，猪粪与酒糟混合比例为95:5和90:10及纯猪粪时日产气量呈现相似的变化规律，有2个产气高峰，第1个高峰均在第1天时出现，此产气高峰是由于易降解的有机物产甲烷所导致的，酒糟所占比例越高，其日产甲烷量越低；第2个产气高峰则是由能降解有机物产甲烷引起的，A处理第2个产甲烷高峰出现在第9天，B处理第2个产甲烷高峰出现在第15天，C处理第2个产甲烷高峰出现在第17天，添加酒糟会延迟第2个产气高峰，添加酒糟的量越多，延迟时间越长，猪粪与酒糟比例为95:5情况下产甲烷菌可以适应酒糟中抑制因子的存在，使产气时间持续更久。实验结束时，A、B、C、D、E组累积产甲烷量分别为255、271、204、89、19 mL·g⁻¹（VS_added），酒糟的添加量越多，产甲烷效率越低，这是由于酒糟pH偏低，添加酒糟量越大，使整个发酵体系呈酸性，产甲烷菌活性受到抑制。

图1 累积产甲烷量和日产甲烷量随时间的变化
Fig.1 Variation of methane production and methane production each day with time

采用修正Gompertz方程^[20-21]对A、B、C 3组单位VS累积产甲烷量进行曲线拟合（图1（a）），由拟合结果（表3）可知，该方程可以对A、B 2组厌氧发酵过程进行很好的模拟，相关性系数R²分别为0.993 3和0.989 6，拟合值P_m与实测值相差不大。A组累积产甲烷量预测值小于添加了少量酒糟的B组，但是拟合出的B组的产甲烷速率R_m小于A组，这说明猪粪和少量酒糟混合后产甲烷速率有所下降，但是较高的产气速率持续时间更久。C组酒糟量更大，拟合的相关性系数为0.978 3，相较于A、B 2组有所下降，但拟合值P_m与实测值有偏差；而D、E 2组则无法进行拟合，这说明酒糟使用量超过一定比例后累积产甲烷量不满足Gompertz方程。迟滞时间λ的长短表示厌氧微生物适应物料时间长短^[21]，由表3可知A、B、C 3组迟滞时间均很短，说明微生物接种后不需要太长时间适应物料。

表3 修正Gompertz方程拟合结果
Table 3 Estimated values of parameters in modified Gompertz equation

表3 修正Gompertz方程拟合结果
**Table 3** Estimated values of parameters in modified Gompertz equation
组号	累积产甲烷量（拟合）P_m/（mL·g⁻¹）	产甲烷速率R_m/（mL·（d·g）⁻¹）	迟滞时间λ/d	R²
A	252.15±1.92	24.95±0.94	0.97±0.20	0.993 3
B	287.03±4.68	17.34±0.75	0.90±0.34	0.989 6
C	254.31±16.60	7.51±0.39	-2.64±0.69	0.978 3

2.2 有机物的变化

2.2.1 COD、蛋白质、多糖的变化

如图2所示，反应初期系统的TCOD在91~108 g·L⁻¹范围内，而SCOD在15~32 g·L⁻¹范围内。由于控制的TS相同，因此反应初期除TS外其他化学指标各不相同。随着时间的变化，所有组的TCOD一直在被消耗，SCOD则是在反应前期下降，后期又有所上升。这是由于前期SCOD中大量容易被微生物利用的有机物被消耗，后期不易被微生物利用的有机质得以累积。溶解性蛋白质及多糖呈现相同的变化趋势，均是先降低后上升的趋势。这是由于厌氧发酵初期以易生物降解的蛋白质及多糖为主，随着发酵的进行，易降解的蛋白质及多糖被消耗，难被微生物利用的蛋白质及多糖被累积，因此，反应后期蛋白质及多糖的量均有所上升。

图2 发酵过程中有机物的变化
Fig.2 Changes of organic matter during fermentation

VS降解率、COD去除率可以反映出厌氧发酵过程中微生物对基质中有机物的利用情况。从图3中可以看出不同处理组的TS、VS降解率和COD去除率存在差异。A、B、C组COD去除率相差不大，均在41%~43%之间，而C组的TS、VS降解率最大。C组产甲烷量比A、B组小很多，这就说明C组存在除了产甲烷反应外的其他反应，消耗了基质中的有机物。D、E组相较于其他3组TS、VS降解率和COD去除率均明显偏低。这是由于pH偏低及VFAs含量过高抑制了厌氧发酵反应，微生物对于有机物的利用效率低。结合表1及表2可知，酒糟自身的pH为3.30，酒糟使用量越大，体系初始pH越低。研究表明产甲烷菌的最适pH为6.5~7.8^[22]，B、C、D、E组初始pH分别为6.49、6.42、6.38、6.19，产甲烷菌受到不同程度的抑制，酒糟使用量越大，抑制程度越高，有机物的利用效率越低。由图1（a）可知，E组基本没有甲烷产生，然而TS、VS降解率分别可以达到26%、32%，COD去除率为10%。这是由于酒糟中含有大量SO₄²⁻离子且pH偏低，产甲烷菌活性被抑制，但是水解酸化菌和硫酸盐还原菌的活性正常，生长代谢消耗了部分有机质，产生H₂S气体及VFAs，H₂S气体被NaOH吸收而未被记录体积。

图3 TS、VS的降解率和COD的去除率
Fig.3 Degradation rate of TS, VS and removal rate of COD

2.2.2 VFAs的变化

VFAs是厌氧发酵过程中有机物水解产物，同时也是产甲烷菌的利用底物，尤其是乙酸，可以直接被乙酸型产甲烷菌利用并产生甲烷^[23]。由图4可见，5组反应开始时VFAs总量相互之间相差不大，总VFAs含量（以COD计）在5 973~7 413 mg·L⁻¹，A组厌氧发酵过程中VFAs中各种酸均被迅速利用，过程中未见累积。B、C组厌氧发酵过程中，前期乙酸迅速被消耗，而丙酸则得到一定程度累积，总VFAs浓度随时间的增长呈下降的趋势。D组在反应前期VFAs得到大量累积，反应后期乙酸及正丁酸被消耗产甲烷。丙酸在整个反应过程中都是一个增长的趋势。E组在反应过程中，6种有机酸均有增长，尤其是乙酸和丙酸。VIEITEZ等^[24]研究发现总VFAs浓度超过13 000 mg·L⁻¹时会导致厌氧发酵反应停止。而D组和E组在反应开始时VFAs就得到大量累积，到第6天时总VFAs量分别达到12 952 mg·L⁻¹和15 654 mg·L⁻¹，因此，D组厌氧反应受到严重抑制，E组厌氧反应停止。猪粪酒糟比小于4:1时，由于VFAs大量累积，从而抑制了厌氧反应的进行。

图4 厌氧发酵过程中VFAs的变化
Fig.4 Variation of VFAs concentration during anaerobic fermentation

2.3 SO₄²⁻的变化

如表1所示，酒糟的SO₄²⁻浓度（701.6 mg·L⁻¹）是猪粪中SO₄²⁻浓度（225.6 mg·L⁻¹）的3倍多，这就导致初始不同组的SO₄²⁻含量差异很大。从图5可以看出SO₄²⁻含量在发酵过程呈下降趋势。A组初始SO₄²⁻含量最少，发酵结束后SO₄²⁻削减量最小，E组初始SO₄²⁻含量最高，发酵结束后其削减量最大。厌氧发酵过程中硫酸盐还原菌将SO₄²⁻还原为H₂S，不仅与产甲烷菌之间产生基质竞争，而且H₂S对产甲烷菌有毒性^[25]。另外MIZUNO等^[26]研究发现硫酸盐还原反应可在厌氧反应的产酸阶段进行。这就说明了D、E组发酵初期就已经开始有大量H₂S产生，抑制了产甲烷菌的活性。B组的产甲烷高峰期比A组出现得晚，并且日产甲烷量比A组小，可能就是由于B组添加了酒糟，导致SO₄²⁻含量相对A组高，硫酸盐还原菌与产甲烷菌发生竞争^[27]，另外H₂S对产甲烷菌产生了毒性作用^[28]，从而抑制甲烷的产生。图5中D、E组COD去除也是由于硫酸盐还原菌对有机物的利用，而TS、VS的降解则是由于酸化及硫酸盐还原2个方面原因导致的。

图5 厌氧发酵过程中SO₄²⁻的变化
Fig.5 Variation of SO₄²⁻ concentration during anaerobic fermentation

2.4 三元pH缓冲体系的变化

TVFAs、NH₄⁺-N、TIC（主要是碱度）三者在厌氧发酵过程中起到了调节体系pH的作用，三者共同存在时可以形成1个pH缓冲区域，在这个区域内，体系pH可以保持在中性范围内，这是厌氧发酵所适宜的pH范围。使用不同浓度将三者溶液完全混合，然后，测定混合溶液pH，绘制三元pH相图。表4给出了本实验5组厌氧发酵过程中TVFAs、NH₄⁺-N、TIC三者的变化情况，以及pH的变化。根据表4中3种指标浓度，换算成摩尔浓度并做归一化处理，将其显示在VFAs-氨氮-TIC三元pH相图中，如图6所示。

表4 厌氧发酵过程中TVFAs、NH₄⁺-N和TIC的变化
Table 4 Changes of TVFAs, NH₄⁺-N and TIC during anaerobic fermentation

表4 厌氧发酵过程中TVFAs、NH₄⁺-N和TIC的变化
**Table 4** Changes of TVFAs, NH₄⁺-N and TIC during anaerobic fermentation
组号	样品	pH	TVFAs/（g·L⁻¹）	NH₄⁺-N/（g·L⁻¹）	TIC/（g·L⁻¹）
A	D0	6.65±0.00	7.01±0.00	1.34±0.00	0.74±0.01
	D6	7.25±0.03	1.22±0.06	1.49±0.08	0.84±0.02
	D16	7.29±0.07	0.31±0.04	1.62±0.04	0.78±0.02
	D30	7.39±0.06	0.51±0.06	1.83±0.07	0.86±0.01
B	D0	6.49±0.00	7.41±0.00	1.43±0.00	0.54±0.01
	D6	7.10±0.03	4.88±0.11	1.33±0.05	0.74±0.01
	D16	7.48±0.02	0.90±0.17	1.65±0.09	0.92±0.01
	D30	7.45±0.08	0.90±0.09	2.01±0.03	1.00±0.04
C	D0	6.42±0.00	7.07±0.00	1.61±0.00	0.50±0.01
	D6	7.06±4.95	6.94±0.10	1.27±0.06	0.54±0.00
	D16	7.17±2.32	4.03±0.60	1.61±0.02	0.71±0.01
	D30	7.55±0.00	2.43±0.28	1.89±0.09	0.96±0.01
D	D0	6.38±0.00	6.24±0.00	1.65±0.00	0.40±0.01
	D6	5.85±0.03	18.90±0.30	1.12±0.06	0.05±0.02
	D16	6.47±0.08	16.21±0.78	1.69±0.06	0.42±0.03
	D30	6.91±0.11	16.75±0.52	2.05±0.03	0.39±0.03
E	D0	6.19±0.00	5.97±0.00	2.04±0.00	0.03±0.00
	D6	5.64±0.01	22.99±0.77	1.94±0.05	0.00±0.00
	D16	5.62±0.01	25.18±1.14	2.36±0.05	0.01±0.01
	D30	5.62±0.01	29.30±1.33	2.50±0.10	0.02±0.00

图6 三元pH缓冲体系的建立
Fig.6 Establishment of ternary pH buffer system

产甲烷菌对pH非常敏感，国内外许多学者报告了产甲烷菌的最适pH范围为6.5~7.8^[22]，而当pH<6或者pH>8时会对产甲烷菌的活性产生抑制，影响甲烷的生成。由表4可知，5组厌氧发酵开始初期，pH分别为6.65、6.49、6.42、6.38、6.19，酒糟含量越高，初始pH越低，这是因为酒糟本身的pH在3.30，混合后导致体系pH降低。由图6可知，随着酒糟添加量越多，其位置向左上角移动，偏离pH缓冲区域，厌氧发酵将会受到抑制。厌氧发酵过程是由许多种类微生物参与的非常复杂的生物反应过程，YU等^[29]研究发现，pH的变化可以引起水解酸化阶段的微生物的种群以及代谢途径的变化，因此酒糟添加量的不同会引起不同的水解酸化反应。

在发酵过程中，A、B组pH呈先升高再稳定的趋势，C组则是一直升高的趋势，D组先降低后升高的趋势，E组是先降低后稳定的趋势。pH的变化同产甲烷量的变化相对应。A组刚开始时，其VFAs、氨氮、TIC就处在了合适pH缓冲区域，A组始终处在产甲烷菌最适范围，日产甲烷量处在较高水平；B组刚开始TIC略低，但是在厌氧发酵开始后，TIC开始迅速升高，使体系恢复到合适的pH缓冲区域，可以稳定的产甲烷；C组同B组情况类似，但是其生成TIC的速度较慢，因此，体系恢复到稳定状态需要时间更长，这就导致其产甲烷速率偏低；D组初始TIC更低，碱度不够，而酸化反应又产生大量VFAs，这样导致三元缓冲体系中从靠近缓冲区域偏移到酸性区域，6~16 d期间，pH下降到5.88左右，随着TIC的累积及VFAs的消耗，其往缓冲区域偏移，同样日产甲烷量有所回升，而这个适应过程则需要更长时间；E组反应初期TIC含量非常低，导致三元pH缓冲体系被破坏掉，只存在VFAs及NH₄⁺-N 二者随着时间变化，且只能在酸区变化，然而在这个区域产甲烷菌没有活性，因此，E组基本没有甲烷的生成。这说明在厌氧发酵过程中，足够量的猪粪可以弥补酒糟中缺少TIC的缺陷，有助于加强基质缓冲能力，削弱发酵过程中有机酸累积造成的影响，张彤等^[30]的研究也得到这个结论。

3 结论

1）猪粪与酒糟不同比例混合发酵显著影响单位VS产甲烷量（P<0.05）。B组的单位VS产甲烷量最大（271 mL·g⁻¹（VS_added）），比A组提高了6.2%。过量添加酒糟不利于厌氧发酵。A、B 2组发酵累积产甲烷量符合修正Gompertz方程，无明显滞后期。

2）低酒糟量时，厌氧发酵过程中有机物的利用未受到影响，在一定程度上促进厌氧发酵的水解酸化阶段的进行。酒糟用量超过一定值后会被抑制。

3）酒糟pH低，且含有大量SO₄²⁻，添加量过大造成混合厌氧发酵过程的pH过低，进而抑制产甲烷菌活性，并且产生的H₂S对产甲烷菌有毒害作用。

4）VFA-氨氮-TIC三元pH缓冲体系的研究结果表明，A、B 2组的厌氧发酵在pH缓冲区域进行；C组同样在缓冲区域变化，但其调节时间更长；D组在缓冲区与酸区交界以及酸区内偏移；E组则从一开始就在酸区，无法靠自身调节至缓冲区域。

参考文献

桑磊，周丽娜，邓欢. 畜禽养殖业废水处理技术研究与应用[J]. 中国资源综合利用, 2010,28(2): 26-30.
陈梅雪，杨敏，贺泓. 日本畜禽产业排泄物处理与循环利用的现状与技术[J]. 环境工程学报, 2005,6(3): 5-11.
CHAE K J, JANG A, YIM S K,et al. The effects of digestion temperature and temperature shock on the biogas yields from the mesophilic anaerobic digestion of swine manure[J]. Bioresource Technology, 2008,99(1): 1-6. [CrossRef]
ZHOU J, ZHANG R, LIU F,et al. Biogas production and microbial community shift through neutral pH control during the anaerobic digestion of pig manure[J]. Bioresource Technology, 2016,217: 44-49. [CrossRef]
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. [CrossRef]
HANSEN K H, ANGELIDAKI I, AHRING B K. Anaerobic digestion of swine manure: Inhibition by ammonia[J]. Water Research, 1998,32(1): 5-12. [CrossRef]
BUJOCZEK G, OLESZKIEWICZ J, SPARLING R,et al. High solid anaerobic digestion of chicken manure[J]. Journal of Agricultural Engineering Research, 2000,76(1): 51-60. [CrossRef]
NAKAKUBO R, MOLLER H B, NIELSEN A M,et al. Ammonia inhibition of methanogenesis and identification of process indicators during anaerobic digestion[J]. Environmental Engineering Science, 2008,25(10): 1487-1496. [CrossRef]
王太涛，赵龙，张盼，等. 酒糟沼气发酵的基础探究[J]. 中国沼气, 2017,35(1): 60-62.
孙全平，邱凌，李自林，等. 酒糟与猪粪混合厌氧发酵产沼气的研究[J]. 西北农业学报, 2013,22(3): 199-204.
WANG L H, WANG Q H, CAI W W,et al. Influence of mixing proportion on the solid-state anaerobic co-digestion of distiller's grains and food waste[J]. Biosystems Engineering, 2012,112(2): 130-137. [CrossRef]
蔡玮玮，张笑，王利红，等. 接种比例对酒糟与餐厨垃圾混合厌氧发酵产沼气的影响[J]. 环境工程, 2013,31(2): 99-103.
卜凡，谢丽，王雯，等. 添加木薯酒糟对市政污泥厌氧发酵产氢产甲烷的影响[J]. 中国给水排水, 2016,32(11): 40-45.
杜连柱，杨继东，张克强，等. 厌氧消化过程氨抑制研究进展[J]. 可再生能源, 2012,30(4): 75-79.
SENSAI P, THANGAMANI A, VISVANATHAN C. Thermophilic co-digestion feasibility of distillers grains and swine manure: Effect of C/N ratio and organic loading rate during high solid anaerobic digestion (HSAD)[J]. Environmental Technology, 2014,35(17/18/19/20): 2569. [CrossRef]
MAO C, FENG Y, WANG X,et al. Review on research achievements of biogas from anaerobic digestion[J]. Renewable & Sustainable Energy Reviews, 2015,45: 540-555.
郁达伟.厌氧膜生物反应器处理高浓度有机废水及其优化研究[D].北京:中国科学院大学, 2016.
国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版.北京: 中国环境科学出版社, 2002.
JIMENEZ J, VEDRENNE F, DENIS C,et al. A statistical comparison of protein and carbohydrate characterisation methodology applied on sewage sludge samples[J]. Water Research, 2013,47(5): 1751-1762. [CrossRef]
KAFLE G K, CHEN L. Comparison on batch anaerobic digestion of five different livestock manures and prediction of biochemical methane potential (BMP) using different statistical models[J]. Waste Management, 2016,48(1): 492-502. [CrossRef]
DONOSO-BRAVO A, PEREZ-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.
MAJD S S, ABDOLI M A, KARBASSI A, et al. Effect of physical and chemical operating parameters on anaerobic digestion of manure and biogas production: A review[J]. Journal of Environmental Health and Sustainable Development，2017, 2(1):231-244.
陈芬，余高，武春燕，等. 外源Cu、Zn对猪粪与玉米秸秆混合物料产甲烷特性影响机理分析[J]. 环境科学学报, 2016,36(12): 4428-4436.
VIEITEZ E R, GHOSH S. Biogasification of solid wastes by two-phase anaerobic fermentation[J]. Biomass & Bioenergy, 1999,16(5): 299-309.
涂保华, 张洁, 张雁秋. 对厌氧消化中硫化氢毒性的控制[J]. 污染防治技术, 2003(4): 57-59.
MIZUNO O, LI Y Y, NOIKE T. The behavior of sulfate-reducing bacteria in acidogenic phase of anaerobic digestion[J]. Water Research, 1998,32(5): 1626-1634. [CrossRef]
NIELSEN P H. Biofilm dynamics and kinetics during high-rate sulfate reduction under anaerobic conditions[J]. Applied & Environmental Microbiology, 1987,53(1): 27-32.
KHAN A W, TROTTIER T M. Effect of sulfur-containing compounds on anaerobic degradation of cellulose to methane by mixed cultures obtained from sewage sludge[J]. Applied & Environmental Microbiology, 1978,35(6): 1027-1034.
YU H Q, FANG H H. Acidogenesis of gelatin-rich wastewater in an upflow anaerobic reactor: influence of pH and temperature[J]. Water Research, 2003,37(1): 55-66. [CrossRef]
张彤，翟宁宁，王晓娇，等. 初始pH值和物料配比对高温混料厌氧发酵进程的影响[J]. 环境科学学报, 2016,36(7): 2571-2579.

[1]	桑磊，周丽娜，邓欢. 畜禽养殖业废水处理技术研究与应用[J]. 中国资源综合利用, 2010,28(2): 26-30
[2]	陈梅雪，杨敏，贺泓. 日本畜禽产业排泄物处理与循环利用的现状与技术[J]. 环境工程学报, 2005,6(3): 5-11
[3]	CHAE K J, JANG A, YIM S K,et al.The effects of digestion temperature and temperature shock on the biogas yields from the mesophilic anaerobic digestion of swine manure[J].Bioresource Technology, 2008,99(1): 1-6 10.1016/j.biortech.2006.11.063
[4]	ZHOU J, ZHANG R, LIU F,et al.Biogas production and microbial community shift through neutral pH control during the anaerobic digestion of pig manure[J].Bioresource Technology, 2016,217: 44-49 10.1016/j.biortech.2016.02.077
[5]	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 10.1016/j.biortech.2007.09.015
[6]	HANSEN K H, ANGELIDAKI I, AHRING B K.Anaerobic digestion of swine manure: Inhibition by ammonia[J].Water Research, 1998,32(1): 5-12 10.1016/S0043-1354(97)00201-7
[7]	BUJOCZEK G, OLESZKIEWICZ J, SPARLING R,et al.High solid anaerobic digestion of chicken manure[J].Journal of Agricultural Engineering Research, 2000,76(1): 51-60 10.1006/jaer.2000.0529
[8]	NAKAKUBO R, MOLLER H B, NIELSEN A M,et al.Ammonia inhibition of methanogenesis and identification of process indicators during anaerobic digestion[J].Environmental Engineering Science, 2008,25(10): 1487-1496 10.1089/ees.2007.0282
[9]	王太涛，赵龙，张盼，等. 酒糟沼气发酵的基础探究[J]. 中国沼气, 2017,35(1): 60-62
[10]	孙全平，邱凌，李自林，等. 酒糟与猪粪混合厌氧发酵产沼气的研究[J]. 西北农业学报, 2013,22(3): 199-204
[11]	WANG L H, WANG Q H, CAI W W,et al.Influence of mixing proportion on the solid-state anaerobic co-digestion of distiller's grains and food waste[J].Biosystems Engineering, 2012,112(2): 130-137 10.1016/j.biosystemseng.2012.03.006
[12]	蔡玮玮，张笑，王利红，等. 接种比例对酒糟与餐厨垃圾混合厌氧发酵产沼气的影响[J]. 环境工程, 2013,31(2): 99-103
[13]	卜凡，谢丽，王雯，等. 添加木薯酒糟对市政污泥厌氧发酵产氢产甲烷的影响[J]. 中国给水排水, 2016,32(11): 40-45
[14]	杜连柱，杨继东，张克强，等. 厌氧消化过程氨抑制研究进展[J]. 可再生能源, 2012,30(4): 75-79
[15]	SENSAI P, THANGAMANI A, VISVANATHAN C.Thermophilic co-digestion feasibility of distillers grains and swine manure: Effect of C/N ratio and organic loading rate during high solid anaerobic digestion (HSAD)[J].Environmental Technology, 2014,35(17/18/19/20): 2569 10.1080/09593330.2014.913688
[16]	MAO C, FENG Y, WANG X,et al.Review on research achievements of biogas from anaerobic digestion[J].Renewable & Sustainable Energy Reviews, 2015,45: 540-555
[17]	郁达伟.厌氧膜生物反应器处理高浓度有机废水及其优化研究[D].北京:中国科学院大学, 2016
[18]	国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版.北京: 中国环境科学出版社, 2002
[19]	JIMENEZ J, VEDRENNE F, DENIS C,et al.A statistical comparison of protein and carbohydrate characterisation methodology applied on sewage sludge samples[J].Water Research, 2013,47(5): 1751-1762 10.1016/j.watres.2012.11.052
[20]	KAFLE G K, CHEN L.Comparison on batch anaerobic digestion of five different livestock manures and prediction of biochemical methane potential (BMP) using different statistical models[J].Waste Management, 2016,48(1): 492-502 10.1016/j.wasman.2015.10.021
[21]	DONOSO-BRAVO A, PEREZ-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]	MAJD S S, ABDOLI M A, KARBASSI A, et al.Effect of physical and chemical operating parameters on anaerobic digestion of manure and biogas production: A review[J].Journal of Environmental Health and Sustainable Development，2017, 2(1):231-244
[23]	陈芬，余高，武春燕，等. 外源Cu、Zn对猪粪与玉米秸秆混合物料产甲烷特性影响机理分析[J]. 环境科学学报, 2016,36(12): 4428-4436
[24]	VIEITEZ E R, GHOSH S.Biogasification of solid wastes by two-phase anaerobic fermentation[J].Biomass & Bioenergy, 1999,16(5): 299-309
[25]	涂保华, 张洁, 张雁秋. 对厌氧消化中硫化氢毒性的控制[J]. 污染防治技术, 2003(4): 57-59
[26]	MIZUNO O, LI Y Y, NOIKE T.The behavior of sulfate-reducing bacteria in acidogenic phase of anaerobic digestion[J].Water Research, 1998,32(5): 1626-1634 10.1016/S0043-1354(97)00372-2
[27]	NIELSEN P H.Biofilm dynamics and kinetics during high-rate sulfate reduction under anaerobic conditions[J].Applied & Environmental Microbiology, 1987,53(1): 27-32
[28]	KHAN A W, TROTTIER T M.Effect of sulfur-containing compounds on anaerobic degradation of cellulose to methane by mixed cultures obtained from sewage sludge[J].Applied & Environmental Microbiology, 1978,35(6): 1027-1034
[29]	YU H Q, FANG H H.Acidogenesis of gelatin-rich wastewater in an upflow anaerobic reactor: influence of pH and temperature[J].Water Research, 2003,37(1): 55-66 10.1016/S0043-1354(02)00256-7
[30]	张彤，翟宁宁，王晓娇，等. 初始pH值和物料配比对高温混料厌氧发酵进程的影响[J]. 环境科学学报, 2016,36(7): 2571-2579

期刊类型引用(5)

1.	孟晓山，汤子健，陈琳，呼和涛力，周政忠. 厌氧消化系统酸化预警及调控技术研究进展. 化工进展. 2023(03): 1595-1605 . 百度学术
2.	赵昕悦，张拓实，孟祥伟，马歆远，张淑清，金鸣，李春艳. 畜禽废水资源化与能源化利用研究进展——以养猪废水为例. 东北农业大学学报. 2023(05): 88-96 . 百度学术
3.	张靖楠，昌行行，张嘉祺，何培新，张志平，宋丽丽，杨旭，魏涛. 微波辐射预处理菌源对生物暗发酵制氢的影响. 轻工学报. 2022(02): 30-37 . 百度学术
4.	蒋滔，邓良伟，韦秀丽，贺静，王冰，向远勇. 牛粪厌氧发酵产气动力学与加热策略研究. 干旱地区农业研究. 2020(03): 188-194 . 百度学术
5.	郁达伟，孟晓山，魏源送. 高负荷厌氧生物反应器的三元酸碱缓冲体系特征与调控. 环境科学学报. 2019(02): 279-289 . 百度学术

其他类型引用(3)

点击查看大图

计量

文章访问数: 2961
HTML全文浏览数: 2661
PDF下载数: 166
施引文献: 8

全文HTML