畜禽糞便厭氧發酵的影響因素分析

伍高燕

摘要?利用厭氧發酵技術處理畜禽糞污，既是國家節能減排的政策要求，也是企業降低環保成本的重要手段。為提高厭氧發酵技術在畜禽糞便實際處理過程中的應用效率，結合查閱文獻及工程實際經驗，對畜禽糞便厭氧發酵的影響因素進行了分析，得出以下結論：在工程上，綜合考慮成本、操作便利性等因素，可以選擇中溫發酵;水力停留時間以20～40 d為宜;反應過程宜進行低速緩慢攪拌;抑制物不宜超過一定的濃度;pH控制在中性至弱堿范圍較佳;適宜碳氮比為20∶1～30∶1;有機負荷宜在6.0 g/（L·d）以下;總固體濃度宜控制在6%～10%;適當添加微量金屬元素或吸附劑類添加劑可以提高發酵效率。

關鍵詞?畜禽糞便;厭氧發酵;影響因素

中圖分類號?X713文獻標識碼?A文章編號?0517-6611（2020）02-0221-04

doi：10.3969/j.issn.0517-6611.2020.02.064

開放科學（資源服務）標識碼（OSID）：

Analysis on the Factors Affecting the Anaerobic Fermentation of Livestock and Poultry Manure

WU Gao-yan

（Guangdong Guangken Animal Husbandry Engineering Research Institute Co.，Ltd.，Guangzhou， Guangdong510507）

Abstract?To dispose livestock manure by using anaerobic fermentation technology is not only a policy requirement for national energy conservation and emission reduction， but it is also an important means for enterprises to reduce environmental costs. In order to improve the efficiency of anaerobic fermentation technology used in the actual disposal of livestock manure， this paper gave an overview of the factors affecting the anaerobic fermentation of livestock and poultry manure by consulting literature and drawing upon practical experience， and concluded the following conclusions： in the engineering， considering cost， operation convenience and other factors， medium temperature fermentation was recommended;the hydraulic retention time was preferably 20-40 days;the material should be slowly stirred at low speed during reaction process;Inhibitors should not be exceed a certain concentration;pH was preferred in the neutral to weak base range;the suitable carbon-nitrogen ratio should be 20∶1～30∶1;the organic load should be below 6.0 g/（L·d）;the total solid concentration should be controlled at 6%-10%;appropriate addition of trace metal elements or adsorbent additives can improve fermentation efficiency.

Key words?Livestock and poultry manure;Anaerobic fermentation;Influencing factors

厭氧發酵，又稱厭氧消化，是指兼性菌和厭氧細菌在無氧的條件下，將可降解的有機物分解為CH4、CO2、H2O和H2S的過程。這是一種能將污水處理和能源回收相結合的技術，因其投資省、能耗低、可回收利用沼氣能源、負荷高、產泥少、耐沖擊負荷等優點而受到養殖業及環保界的重視。目前，厭氧發酵技術被廣泛用于畜禽糞污的處理，因而調控和協調影響發酵的因素、提高厭氧發酵效率成為業界關注的焦點。

影響厭氧發酵效率的因素很多，如溫度、水力停留時間、攪拌、抑制物、pH、碳氮比、有機負荷、總固體濃度、添加劑等。筆者對影響畜禽糞便厭氧發酵的因素進行了分析。

1?影響畜禽糞便厭氧發酵的因素分析

1.1?溫度

溫度是影響厭氧發酵最重要的因素[1]。它通過影響厭氧微生物細胞內酶的活性和發酵料液的溶解度，進而影響微生物的生長速率和微生物對發酵底物的代謝速率以及沼氣產量和氣體的組成[2]。一般來說，厭氧發酵過程中主要存在水解酸化菌群和產甲烷菌。水解酸化菌群對溫度的適應范圍很大，甚至在100 ℃環境下也能很好地生存[3]。產甲烷菌對溫度卻十分敏感。產甲烷菌有3個適宜生長的溫度范圍，分為低溫（10～25 ℃）、中溫（30～40 ℃）和高溫（50～60 ℃）。相應的發酵工藝分別為低溫厭氧發酵、中溫厭氧發酵以及高溫厭氧發酵[4]。低溫厭氧發酵效率很低，一般中溫發酵和高溫發酵比較常見。

高溫條件下發酵速率最高。此時，水解酸化菌成為優勢菌群，有利于有機物的水解、酸化和溶解，甚至連一些難以降解的纖維素物質也可以得到分解[5]。其次，在產甲烷菌的耐受范圍內，溫度越高，其酶的活性越大，因而產氣速度越快，發酵啟動時間和周期越短[3，6]。此外，高溫發酵還可以滅活病毒和病菌，尤其是對寄生蟲卵的殺滅率高達99%。然而，高溫發酵也存在不足之處。若產甲烷菌不能及時利用水解酸化菌群產生的有機酸，則發酵液容易酸化，進而抑制產氣。高溫產甲烷菌在維持自身生長和酶反應時需要更多的能量參與，因此需要消耗較多的能量用于反應料液的加溫和保溫，發酵設備比較復雜，增加投資費用，投入產出比較低。此外，微生物在高溫情況下很容易衰減，死亡率增加。

中溫厭氧發酵產甲烷量最大。研究表明，中溫厭氧發酵甲烷產量最高，高溫厭氧發酵其次，而低溫厭氧發酵最低[3，7]。這是因為在中溫條件下產甲烷菌占據優勢地位，產甲烷作用可能得到加強[5]。大多數研究表明，中溫35 ℃更適合以鼠糞、牛糞、兔糞和熊糞等畜禽糞便為原料的厭氧發酵反應，其產沼氣量更大，沼氣甲烷濃度更高[8-10]。

因此，在實際生產中，當處理量很大時，不宜采用發酵速率略有優勢的高溫厭氧發酵，而應選用處理原料效率高、產氣量高、消耗能量少的中溫厭氧發酵。也有研究建議采用2階段發酵程序，即利用高溫加速水解，水解反應結束后降低溫度，利用中溫促進產甲烷菌產氣[11]。

1.2?水力停留時間（hydraulic retention time，HRT）

HRT是指物料在反應器內的平均停留時間，是反應器的有效容積與單位時間內進料體積的比值。工程上，常會根據進料量和設計的HRT確定反應器的大小。若HRT過短，廢水處理不徹底，有機物去除率低。若HRT過長，微生物生長繁殖所需的能源和營養元素已被消耗過多而無法滿足微生物的活動所需，致使微生物活性急劇下降，從而導致厭氧發酵過程產氣量降低，發酵系統的運行效果變差[12]。選用過長的HRT必定增大了反應器的容積，進而增加了占地面積和造價。在實際應用中，HRT可以結合實地可利用的空間和出水要求，盡量延長。這是因為產甲烷菌的生長很緩慢且世代時間長，它只能利用簡單的物質生長繁殖，如CO2、H2、甲酸、甲醇、乙酸和甲基胺等。這些物質又必須由水解酸化菌群將有機物分解后提供，所以產甲烷菌一定要等到其他細菌都大量生長后才能生長。同時，產甲烷菌世代周期也長，需要幾天至幾十天才能繁殖一代。因此，只有使產甲烷菌等微生物與有機物充分接觸并在反應器內有足夠長的停留時間才能最大限度地分解有機物產生沼氣。工程上，一般中溫厭氧發酵的HRT可以選擇20～40 d，隨著溫度的升高，HRT可以適當減少。喬小珊[13]研究表明，30 ℃條件下奶牛糞便厭氧發酵HRT為20 d時，可獲取最大池容產氣率。

1.3?攪拌

一般情況下，厭氧發酵體系本身內部是不均勻的，包括溫度、微生物和發酵底物混合、新舊料液混合等多方面的不均勻。攪拌不僅可以讓發酵系統充分混合均勻，而且增加了微生物中的酶與發酵原料的接觸面積，有效地破壞沼氣池內懸浮的浮渣層面，提高產氣量[2]。但過度地劇烈攪拌會破壞發酵系統內某些菌種的共生關系。因此，厭氧發酵系統內應進行低速緩慢攪拌。

1.4?抑制物

常見的微生物抑制物有重金屬、鹽類、抗生素、氯酚及鹵代脂肪族化合物、殺蟲劑、木質素水解產物以及消化過程中產生的揮發性脂肪酸（VFA）、長鏈脂肪酸、檸檬烯、硫化物和無機氮等[14-15]。其中，重金屬、鹽類、抗生素、硫化物和無機氮因其在發酵系統中含量較高，對發酵過程的影響較大[16]。

畜禽糞便中常見的有明顯生物毒性的重金屬有Zn、Cu、Cd、Pb、Cr、Hg、Ni等，主要來自不能被畜禽完全吸收利用的飼料添加劑[17-20]。在不同畜禽的糞便中，豬糞中重金屬含量較高[21-22]。與其他抑制物不同的是，重金屬不能被微生物降解，積累到一定程度時會降低微生物活性甚至引起微生物死亡[3]。其主要原因是重金屬可以與蛋白質分子中的巰基或其他基團結合，破壞微生物酶的結構和功能，或者取代酶分子中的相關離子，從而影響酶活性[23]。當外源Cu和Gr含量超過0.2 mg/L時開始抑制總產氣量和產甲烷量[24]。當Zn含量超過0.6 mg/L時也會抑制產氣[25]。

無機鹽是微生物不可缺少的營養。當無機鹽濃度較低時，可以促進微生物的生長，但高濃度的無機鹽會產生較高的外界滲透壓，因而會降低微生物代謝酶的活性，甚至會引起細胞壁分離，抑制微生物的生長[26]。

抗生素能直接殺滅某些微生物或抑制其生長，改變厭氧發酵系統中微生物的群落組成。四環素類抗生素在畜禽糞便中最常見，以金霉素和土霉素的應用最為廣泛[27-28]。研究表明，金霉素、土霉素對厭氧發酵均有抑制作用，其產生抑制的臨界濃度值分別為0.1和0.3 mg/L[28]。當二者聯合作用時，抑制效應更強。

H2S氣體是發酵過程的產物，在沼氣中的含量一般為0.2%～0.9%[29]。H2S有強烈的刺激性，且有劇毒，其溶于發酵液并超過一定濃度時，對厭氧微生物極其不利。當S2-濃度不超過65.6 mg/L時，厭氧消化無抑制作用，但當S2-濃度超過164 mg/L時則產生明顯的抑制現象[30]。一般可以通過添加FeCl2、FeCl3、AlCl3抑制H2S的產生，降低其毒害程度[30]。

氨氮主要來自厭氧發酵過程中有機氮的水解，一般以銨態氮和游離NH3的形式存在。雖然低濃度的氨氮對于維持厭氧發酵的平衡有著重要的作用，但高濃度的氨氮會抑制產甲烷菌，從而影響厭氧發酵的正常運行[26]。研究表明，在雞糞厭氧發酵過程中，發酵料液中銨態氮含量可以高達3 600 mg/L以上，嚴重抑制了產氣[15]。在實際工程中，要使液銨態氮對厭氧消化無拮抗作用，一般應控制其含量低于500 mg/L[31]。

1.5?pH

厭氧消化體系的酸堿性是氣-液相間的CO2平衡和NH3平衡、液相內的酸堿平衡以及固-液相間的溶解平衡共同作用的結果，它通過影響微生物的細胞膜、胞外水解酶、代謝過程以及消化液中的組分解離，進而影響微生物的活性[32]。畜禽糞便在厭氧發酵過程中由于揮發性脂肪酸的積累，容易酸化，產生酸抑制，尤以豬糞最為明顯。當豬糞發酵液pH降至5左右時，會嚴重制約產氣[33]。一般情況下，厭氧發酵的最佳pH為6.8～7.4，即在中性至弱堿范圍內對厭氧發酵比較有利[1，3]。

1.6?碳氮比（carbon-nitrogen ratio，C/N）

碳氮比（C/N）是指有機物中碳的總含量與氮的總含量的比值，是微生物生長過程中必不可少的營養物質。在厭氧發酵系統中，若C/N過高，即氮素相對不足，發酵液的緩沖能力降低，pH容易下降;若C/N過低，即氮素相對過量，發酵系統將產生大量游離銨，pH容易升高，且銨鹽過剩導致微生物中毒，抑制產氣[2-3]。通常情況下，以C/N達到20～30為宜[34]。常溫下應控制牛糞或者鴨糞的C/N為25，均可獲得最高的甲烷產氣量[13，35-36]。雞糞發酵的最適C/N一般為20[37]。豬糞在高溫條件下厭氧發酵的C/N可以取16[38-39]。

然而，畜禽糞便是富氮原料，單一畜禽糞便發酵原料往往缺少碳源，例如兔糞的C/N較小，約為6;雞糞C/N約為10;豬糞C/N一般在12左右;牛糞C/N高一些，其中黃牛糞和奶牛糞的C/N分別為21和24[24]。在實際生產中，可以適當添加稻稈、稻草、葡萄糖、甘蔗渣、米糠、麥秸、雜木屑等富碳原料來提高發酵系統的C/N[13，34-36，38-39]。

1.7?有機負荷

發酵液的濃度常用容積有機負荷表示，即單位體積污水處理反應器（或單位體積介質濾料）每天所承受的有機物的質量。在工程設計上，當進料基本穩定時，反應器容積將影響發酵過程的有機負荷。若反應器過小，負荷過高，發酵原料不易分解，反應器內容易積累大量揮發性脂肪酸（VFA），影響正常產氣;若反應器過大，負荷過低，單位容積里的有機物含量相對較低，不利于反應器的充分利用[40]。事實上，在一定范圍內，有機負荷越高，產氣率越高[8]。因此，在反應器容積設計時，為節約成本和用地，使反應器充分利用，可考慮在不影響產氣的前提下，使容器內有機負荷盡可能高。

研究表明，當有機負荷控制在2.5～5.0 g/（L·d）時，厭氧消化系統中揮發性脂肪酸濃度較低，且氨氮濃度低于6.7 g/L，沼氣最大容積產氣率為2.58 L/L。然而，當有機負荷提高到6.0 g/（L·d）時，會引起乙酸和丙酸的快速累積，氨氮濃度也升高到6.7 g/L，沼氣容積產氣率降低約23.5%[41]。因此，一般情況下可控制有機負荷在6.0 g/（L·d）以下。

1.8?總固體（total solid，TS）濃度

發酵液的總固體濃度是指發酵液中干物質的百分比含量。該指標的大小與反應器容積無關，取決于發酵料液本身的含固量。在一定范圍內，隨著TS濃度的增加，產氣量增大。然而，發酵系統中VFA的濃度與TS成正比。為了避免發酵過程中VFA大量積累導致pH急劇下降，根據不同的發酵原料，一般將TS控制在6%～10%，且在夏季和初秋溫度較高的季節，可以保持較高的發酵濃度[34]。研究表明，用豬糞或者奶牛糞便進行試驗，可取發酵料液的TS濃度為6%或8%[13，42-43]。

1.9?添加劑

常用的厭氧發酵添加劑主要是微量金屬元素和吸附劑。微量金屬元素作為電子導體參與厭氧消化過程的細胞胞外電子轉移，促進生物的代謝效率[44]。吸附劑依靠其多孔、比表面積大的結構，可以吸附發酵液中微生物的有害抑制物（如NH3、氫氧化銨、硫化物等），同時給微生物提供附著載體或者促進電子傳遞，也能提高產氣效率[15]。鐵、錳、鎳、鈷是常用的金屬添加劑，而沸石、活性炭、生物炭、粉煤灰等是常用的吸附劑[45-49]。

對于微量金屬添加劑，以應用較多的Fe元素為例，往稻稈和豬糞的混合發酵物中添加3%的Fe2（SO4）3，則總產氣量和產甲烷量可分別提高32.01%和51.48%[44]。添加5%的FePO4也可以有效促進鴨糞和向日葵秸稈混合發酵的產氣量、產氣效率及產氣穩定性，總產氣量高達無添加劑時的9倍[50]。

對于吸附劑，生物炭、粉煤灰、磁性粉煤灰能將豬糞產氣總量和產甲烷量分別提高5%～12%、4%～10%[51]。一些經過熱處理的碳具有更強的促進作用。例如，以190 ℃水熱法制備的沼渣水熱碳，可以將中溫厭氧消化系統中豬糞的產氣總量和產甲烷量分別提高29.81%和26.22%，而麥秸熱解生物炭可以將二者分別提高至96.1%和101.8%[52]。

此外，還有一種復合添加劑，即微量金屬元素與傳統吸附劑的復合物，例如鐵氧化物/沸石。在鐵元素促進電子轉移的同時，沸石能夠吸附NH3，緩和NH3對產甲烷菌的抑制作用，且能為厭氧消化系統提供多種微量元素。研究表明，往牛糞中加入鐵氧化物/沸石復合物可以顯著提高糞便的生化降解效率，其中累積產氣量可以提高96.8%，VS和COD的去除率分別提高37.5%和44.6%[53]。

2?結論

控制厭氧發酵條件對于提高厭氧發酵效率以及提高沼氣的產量和質量極為重要。在工程上，綜合考慮成本、操作便利性等因素，可以選擇中溫發酵;水力停留時間以20～40 d為宜;反應過程宜進行低速緩慢攪拌;抑制物不宜超過一定的濃度;pH控制在中性至弱堿范圍較佳;適宜碳氮比為20∶1～30∶1;有機負荷宜在6.0 g/（L·d）以下;總固體濃度宜控制在6%～10%;適當添加微量金屬元素或吸附劑類添加劑可以提高發酵效率。

參考文獻

[1] 龔舒靜，段青松，楊姝，等.不同發酵條件對雜交狼尾草厭氧發酵產沼氣的影響[J].中國沼氣，2014，32（6）：26-32，73.

[2] 夏挺.高固濃度玉米秸稈厭氧發酵產酸特性及其對產沼氣的影響[D].沈陽：沈陽農業大學，2017：11-13.

[3] 鄒書珍.不同預處理工藝厭氧發酵產氣效率及其綜合效益評價[D].楊凌：西北農林科技大學，2017：3-4.

[4] 李江浩.玉米秸稈氫氧化鉀及蒸汽爆破耦合預處理厭氧發酵產沼氣研究[D].北京：北京化工大學，2015：3.

[5] 王騰旭，馬星宇，王萌萌，等.中高溫污泥厭氧消化系統中微生物群落比較[J].微生物學通報，2016，43（1）：26-35.

[6] 南艷艷，鄒華，嚴群，等.秸稈厭氧發酵產沼氣的初步研究[J].食品與生物技術學報，2007，26（6）：64-68.

[7] 傅建輝.牛糞高效沼氣發酵工藝的探討[J].中國沼氣，1991，9（4）：48-49.

[8] 范云.家畜糞便厭氧發酵制取沼氣的影響因素及工藝特性研究[D].哈爾濱：哈爾濱工業大學，2012：37.

[9] 韓東全，董良杰.溫度及總固體濃度對實驗動物糞便厭氧發酵產氣特性的影響[J].農業與技術，2017，37（1）：21-24.

[10] 王法武，劉德新，陳浩，等.溫度與pH對靜態厭氧發酵產甲烷的影響[J].安徽農業科學，2014，42（33）：11839-11841.

[11] MAO C L，FENG Y Z，WANG X J，et al.Review on research achievements of biogas from anaerobic digestion[J].Renewable and sustainable energy review，2015，45：540-555.

[12] 王榮輝，饒國良，李盟軍，等.影響豬場厭氧發酵系統運行效果的因素分析[J].廣東農業科學，2015，42（23）：28-31.

[13] 喬小珊.總固體濃度、碳氮比和水力停留時間對奶牛糞便厭氧發酵產氣及其沼液性質的影響[D].重慶：西南大學，2014：29，39.

[14] FAGBOHUNGBE M O，HERBERT B M J，HURST L，et al.The challenges of anaerobic digestion and the role of biochar in optimizing anaerobic digestion[J].Waste management，2017，61：236-249.

[15] 靳紅梅，杜靜，郭瑞華，等.沼渣水熱炭添加對豬糞中溫厭氧消化的促進作用[J].中國沼氣，2018，36（1）：47-53.

[16] JIN H M，CHANG Z Z.Distribution of heavy metal contents and chemical fractions in anaerobically digestedmanure slurry[J].Appl Biochem Biotechnol，2011，164（3）：268-282.

[17] 王瑞，魏源送.畜禽糞便中殘留四環素類抗生素和重金屬的污染特征及其控制[J].農業環境科學學報，2013，32（9）：1705-1719.

[18] 吳大偉，李亞學，吳萍，等.規模化豬場育肥豬飼料、豬肉及糞便中重金屬含量調查[J].畜牧與獸醫，2012，44（4）：38-40.

[19] 王玉婷，呂夢園，韓新燕.寧波地區不同規模豬場糞便中重金屬含量分析[J].家畜生態學報，2016，37（3）：55-58，64.

[20] 彭麗.楊陵區規模化養殖場畜禽飼料及糞便中養分與重金屬含量分析及其環境管理啟示[D].楊凌：西北農林科技大學，2016：4-5.

[21] 劉健龍.養豬糞污中重金屬Cu的去除技術研究[D].重慶：重慶大學，2016：6.

[22] 候月卿，沈玉君，劉樹慶.我國畜禽糞便重金屬污染現狀及其鈍化措施研究進展[J].中國農業科技導報，2014，16（3）：112-118.

[23] 孫建平.抗生素與重金屬對豬場廢水厭氧消化的抑制效應及其調控對策[D].杭州：浙江大學，2009：12.

[24] 李軼，楊曉桐，唐佳妮，等.外源重金屬對豬糞厭氧發酵產氣特性的影響[J].中國沼氣，2015，33（6）：8-13.

[25] 陳芬，余高，武春燕，等.外源Cu、Zn對豬糞與玉米秸稈混合物料產甲烷特性影響機理分析[J].環境科學學報，2016，36（12）：4428-4436.

[26] 王巧玲.餐廚垃圾厭氧發酵過程的影響因素研究[D].南京：南京大學，2012：32.

[27] 劉志富.典型抗生素在土壤上的吸附-解吸及遷移性研究[D].北京：中國地質大學，2016：2.

[28] 劉芳.畜禽養殖廢水中土霉素和金霉素對厭氧消化作用的研究[D].長沙：湖南農業大學，2013：11.

[29] 張玲，鄭西來，佘宗蓮，等.FeCl3及AlCl3對中溫厭氧消化系統產生H2S的抑制作用[J].環境工程學報，2015，9（12）：5907-5914.

[30] 鄭新，閔航.亞硫酸鹽、硫化物對厭氧消化的影響[J].環境污染與防治，1995，17（4）：1-4.

[31] RAJAGOPAL R，MASS D I，SINGH G.A critical review on inhibition of anaerobic digestion process by excess ammonia[J].Bioresource technology，2013，143（17）：632-641.

[32] 張旭，王寶貞，朱宏.厭氧消化體系的酸堿性及其緩沖能力[J].中國環境科學，1997，17（6）：492-496.

[33] 史金才，廖新俤，吳銀寶.4種畜禽糞便厭氧發酵產甲烷特性研究[J].中國生態農業學報，2010，18（3）：632-636.

[34] 柴陽.銅鹽、鉻鹽對蘆葦和牛糞混合厭氧發酵的影響[D].北京：華北電力大學，2017：3-4.

[35] 劉智敏，朱建航，成家楊.高溫厭氧發酵有機廢物生產沼氣綜述（英文）[J].生物學雜志，2017，34（1）：58-64.

[36] 李禮，徐龍君.碳氮比對鴨糞中溫厭氧消化的影響[J].環境工程學報，2010，4（8）：1903-1906.

[37] 李淑蘭，劉萍，梅自力.中高溫條件下不同碳氮比對雞糞原料厭氧發酵產氣特性的影響[J].中國沼氣，2018，36（5）：73-76.

[38] 沈飛，史晶亮，李漢廣，等.碳氮比對豬糞和稻稈協同生物降解的影響[J].環境工程學報，2017，11（4）：2499-2504.

[39] 沈飛，李漢廣，鐘斌，等.碳氮比對稻草和豬糞生物處理及厭氧消化的影響[J].環境科學學報，2017，37（11）：4212-4219.

[40] 黃岳海，趙偉.沼氣發酵的基本條件（一）[J].新農業，2006（8）：61.

[41] 傅國志，馬宗虎，廖子文.有機負荷對雞糞厭氧發酵產氣特性及其動力學的影響[J].安徽農業科學，2017，45（27）：80-83.

[42] 常華，李海紅，閆志英.總固體濃度對豬糞中溫連續厭氧發酵的影響[J].陜西科技大學學報，2017，35（4）：27-31.

[43] 楊貴運.總固體濃度和糞稈比對沼氣發酵的影響[D].泰安：山東農業大學，2015：42.

[44] 范信生，劉春軟，李玉成，等.Fe2（SO4）3對稻稈和豬糞混合厭氧發酵產氣的影響[J].安全與環境學報，2018，18（3）：1159-1165.

[45] LOVELEY D R.Extracellular electron transfer：Wires，capacitors，iron lungs，and more[J].Geobiology，2008，6（3）：225-231.

[46] GURUNG A，VAN GINKELB S W，KANG W C，et al.Evaluation of marine biomass as a source of methane in batch tests：A lab-scalestudy[J].Energy，2012，43（1）：396-401.

[47] POBEHEIM H，MUNK B，LINDORFER H，et al.Impact of nickel and cobalt on biogas production and processs tability during semi-continuous anaerobic fermentation of a model substrate for maize silage[J].Water research，2011，45（2）：781-787.

[48] 楊露露，岳正波，陳天虎，等.針鐵礦對城市生活垃圾有機組分厭氧發酵的影響[J].環境科學，2014，35（5）：1988-1993.

[49] SUANON F，SUN Q，MAMA D，et al.Effect of nanoscale zero-valent iron and magnetite（Fe3O4）on the fate of metals during anaerobic digestion of sludge[J].Water research，2016，88：897-903.

[50] 張藝，陳勝文，韓偉，等.制備磷酸鐵添加對厭氧發酵產氣的影響[J].上海第二工業大學學報，2017，34（3）：176-182.

[51] 劉春軟，童巧，汪晶晶，等.不同添加劑對豬糞厭氧發酵的影響[J].中國沼氣，2018，36（5）：30-35.

[52] 許彩云，靳紅梅，常志州，等.麥秸生物炭添加對豬糞中溫厭氧發酵產氣特性的影響[J].農業環境科學學報，2016，35（6）：1167-1172.

[53] 鹿曉菲，王海東，馬放.鐵氧化物/沸石添加劑強化畜禽糞便污水厭氧消化[J].中國給水排水，2018，34（9）：101-105.