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1、庭院和餐厨垃圾的固态厌氧共同消化应用于沼气生产Dan Brown, Yebo Li 丹布朗，李雅波食品，农业与生物工程学院，美国俄亥俄州立大学/俄亥俄州农业研究和发展中心，1680麦迪逊大道，伍斯特，OH44691-4096，美国要闻 庭院和餐厨垃圾的固态厌氧消化处理 (SS-AD)。 原料/污水（F/E）比为1获得了甲烷产量最高。 F/E比率增加12和3造成甲烷产量下降。 AD在 F/E 比率为3 被扰乱仅庭院废物除外。摘要餐厨和庭院废物可获得全年较低成本，可全年有潜力与SS-AD相互补充。这项研究的目的是确定最佳的原料/污水（F/E），食品废弃物/庭院废物最佳的沼气生产的混合比例。庭院和食
2、品废物消化进行了F/E比率为1，2，和3。对于每个F/E比率，食品废物的百分比为0，10，和20，基于干燥挥发性固体，进行了评价。结果表明，食品废物的比例增加至10和20的基板上面的F / E比率为2和1，分别对应甲烷产量的增加和体积生产率。这项研究表明，共同消化的食物渣滓和特定比例的庭院废物可以提高沼气池操作系统的特点和单独的庭院废物SS-AD高端性能指标。关键词：固态厌氧消化，沼气，城市固体废弃物，食品废弃物，共同消化目录1.介绍12.方法32.1.原料和接种32.2.固态厌氧消化32.3.分析方法42.4.统计分析43结果与讨论53.1接种和原料的组成53.2沼气生产63.3.反应堆的特
3、点113.4VS降低124.结论13致谢14参考文献151.介绍固态厌氧消化（SS-AD）已成功地应用于各种木质纤维素生物质原料转换成沼气（Li等，2011a）。自20世纪90年代初，SS-AD已经成为占主导地位的AD系统安装在欧洲处理城市固体废弃物（MSW），通常工作在15至50总固体（TS）的含量（Li等，2011b；Baere和Mattheeuws，2008; Guendouz等，2010）。SS-AD提供了许多好处通过液体AD消化木质纤维素生物质，如在相同的大小沼气池处理更多的有机固体和生产堆肥等成品有机材料更容易处理，并可以适用于农业土地肥料。（Martin等，2003a；Li等，2
4、011b）。SS-AD系统还具有较少的运动部件和降低加热和混合所需要的能源输入（Li等，2011a），应且它有一个更大的接受输入包含玻璃，塑料，和砂砾。此外，SS-AD可以克服其他共同存在于液体AD过程中的问题，如脂肪，纤维和塑料的漂浮和分层（Chanakya的等，1999年）。初创时期的SS-AD系统被认为是在批处理消化最关键的阶段。进料/流出物（F / E）的比率，一种操作参数在干燥的挥发性固体（VS）的基础上用于测量底物的量到接种物的量，已被证明是一个关键因素影响SS-AD的性能（Li等，2011b）。 SS-AD可能需要高达50消化残渣的快速启动，从而降低反应堆利用效率（Martin等
5、，2003年b; Rapport等，2008; Li等，2011b）。高度浓缩和积极接种源对于减少消化时间，提高沼气池疗效，并增加在成品中的TS是非常重要的（福斯特卡内罗等，2008）。混合基板的共同消化相比消化单一基板提供了许多优势，包括生态，技术和经济效益（Rughoonundun等，2012）。然而，结合两个或更多不同类型的原料，需要仔细选择，以提高厌氧消化的效率（Alvarez等，2011）。共消化的目的是平衡营养成分（C/ N比和宏观和微量的营养素）和稀释抑制剂/毒性化合物，以提高甲烷产量（Hartmann等，2004; Sosnowski的等，2003）。徐和李（2012）发现，F
6、/E比率为2比更高的F/E比率为4和6取得较高的累计甲烷产量，在相同的狗食和玉米秸秆比率。研究还发现，共同消化相比用玉米秸秆或狗粮作为唯一的基板改进甲烷产量，是由于反应器特性的改进。该研究还得出结论，共同消化玉米秸秆和狗食，减少启动时间和挥发性脂肪酸（VFA）在SS-AD积累。埃尔-马什哈德和张（2010）的一项研究发现，包含食品废物，高达60的原料VS比率，和牛粪消化较单独的牛粪消化导致较高的沼气产量和生产率。Panichnumsin等（2010）研究潜在的木薯浆与猪粪的共同消化采用半连续供给，搅拌槽反应器。这项研究发现，最大甲烷产量和306 L/公斤VSadded的VS去除率和61，分别的
7、，当木薯纸浆占60的原料VS。然而，在较高（ X）木薯纸浆比率，反应器由于快速VFA积累和缓冲能力不足而失败。在美国，城市固体废弃物，如常年可获得的堆场和食品废物，经常填埋，焚烧或堆肥。2009年，在城市固体废弃物中食品废物是最大的废物流，可回收物除外，占城市固体废物总量的14.3（3470万吨）（美国环保局，2011年）。从餐馆、杂货店和加工厂中收集的食品废物，这是单一的大来源，相比家庭拾取可以缓解后勤问题和降低征收成本。庭院废物，其中包括草，树叶，各种木屑，有一个3090万公吨（2800万吨）总年度可用性在美国（Milbrandt，2005年）。从城市和镇的回收服务中心和修剪树木业务收集的
8、庭院废物可以提供大量成本低的庭院废物。草，树叶，和枫木芯片的C / N比分别确定为17，11和567（米歇尔等，1993; Wong等，2001; Zagury等，2006）。食物垃圾从餐馆收集，发现具有15的C/ N比（Zhang等，2007），可以被添加用于平衡庭院废物的C / N比。液体AD污水，庭院废物和食品废物的最终混合物应该在20-30的范围内有一个C / N比为最佳的微生物性能。为了最大限度地提高沼气生产，食品废物的体积负荷应最大化。增加食品废物的体积负荷可以通过以下来实现：（1）以恒定的基片的组合物增加F/E的比率，该组合物包括一定比例的食品废物，（2）增加原料中的食品废物的百
9、分比，同时保持F/E比值恒定，或（3）这两种方法相结合。目前，没有报道研究共同消化的食品和庭院废物。这项研究可以为使SS-AD在美国使用价格低廉和可用的原料相得益彰提供基线数据。因此，这项研究的主要目的是确定在不同的F/E比值下固态共消化不同的食物废物到庭院废物比率的甲烷的产量和体积生产力。2.方法2.1.原料和接种庭院废物从OARDC伍斯特校区于2011年6月获得并且包含树叶和树枝。原料在40的对流烘箱中烘箱干燥48小时（精密Thelco型号18，沃尔瑟姆，MA）以使水分含量小于10，然后用锤磨机挖掘（Mackisik，帕克福特，PA）通过5毫米的一个筛，并存储在不透气的容器中直至使用。20
10、11年8月，在美国俄亥俄州伍斯特，食物垃圾从类星体能源集团的液体厌氧消化进料箱中被收集。食品废物组合于几个沃尔玛杂货存储店附近。食品废弃物收集后，被一个标准的厨房搅拌机切断和磨碎。食物垃圾存放在气密桶的4步入式冷却器，直到使用。将中温液体AD系统的污水送入食物废物，脂肪、油及油脂（FOG）和污水污泥（由在美国俄亥俄州哥伦布市的类星体能源集团经营）被用作接种。由于TS含量低（7.7），流出物进行离心分离（Thermo Scientific Sorvall Legend T+），30分钟3500转（2634克），以获得所需的15TS含量。倾析的液体从固体中除去是通过转动的塑料容器倒过来（每个600
11、毫升），让液体部分耗尽。收集附于容器底部的固体在SS-AD被用作接种物。污水被保存在气密桶的4步入式冷却器。在使用之前，接种物被饿死1周并在37孵育重新的微生物活性，并取出易降解VS。2.2.固态厌氧消化对原料的F/E比率（1，2和3）和食品废物的百分比（0，10，20，基于干VS）关于SS-AD的性能的影响进行了研究。在沼气池的广泛的食品废物（0.0-166克/升）的容积负荷率进行了研究。接种、食品废物和庭院废物在手混合器（BlackDecker，250瓦的搅拌机，陶森，MD，USA）混合10分钟。混合材料被装入1升的玻璃反应器并在步入式培养室于361下培养至少30天。每个条件下运行重复的反
12、应。没有任何原料加入的接种物被用作对照。产生的沼气被收集在5 L的Tedlar气体袋（CEL科学，圣塔菲泉，CA，USA）。在30天的SS-AD内沼气的成分和体积每隔1-3天测定。2.3.分析方法水和废水的审核的标准方法被用来分析在AD过程的开头和结尾获得的原料、接种量和材料的TS和VS含量（伊顿等，2005）。样品的获得和准备时为了通过元素分析仪确定总的碳和氮含量（Elementar Vario最大的中枢神经系统，Elementar美洲，Mt. Laurel，NJ，USA）。测定总挥发性脂肪酸（TVFA）和碱度（总无机碳）通过使用两步滴定法（McGhee，1968）。样品的pH值、总挥发性脂
13、肪酸和碱度的测量，通过制备5克样品，用50ml去离子水稀释。然后，将稀释液使用自动滴定仪（梅特勒 - 托利多DL22食品饮料分析仪，哥伦布，OH，USA）进行分析。 TVFA/碱度比值用经验公式计算以确定酸化的风险，衡量过程的稳定性（安德森和杨，1992）。原料的提取物含量的测定根据NREL实验室分析程序（斯鲁特等，2008b）。在消化前后的提取的固体和固体组分被进一步分割通过使用根据NREL实验室分析程序的两步水解法（斯鲁特等，2008a）。单糖（葡萄糖，木糖，半乳糖，阿拉伯糖和甘露糖）和在酸水解产物的纤维二糖的测定通过高效液相色谱仪（日本岛津LC-20AB，MD，USA）配备Biorad
14、Aminex（Biorad，CA，USA）HPX-87P柱和折射率检测器（RID）。流速为0.6毫升/分钟的去离子水被作为流动相使用。柱和检测器的温度均分别保持在80和55C。用酸性水的置换柱测量收集在Tedlar袋的沼气体积，使用GC（安捷伦科技，HP6890，DE，美国）配备一个热导检测器在200下和10英尺的不锈钢柱45/60分子筛13X分析沼气的组合物（CO2，CH4，N2和O2）。在流速为5.2毫升/分钟，用氦气作为载气。最初编列烘箱的温度在40、4分钟，然后升高到60在20/分钟，并保持5分钟。甲烷产量用升/公斤VSfeedstock表示，该计算为每公斤在启动时装入反应器的VS产生
15、的甲烷气体的体积，通过减去从控制反应器中获得的甲烷产量和根据种子VS的量线性调整来校正（Angelidaki等，2009）。木质纤维素生物质的甲烷生产力Vmethane/ Vwork用表示，即每单位反应器的工作体积（Vwork）产生的甲烷气体的体积（Vmethane）。在膨胀发生后，反应器中的工作体积被采取作为最大的工作体积。2.4.统计分析统计分析是使用SAS软件（版本8.1，SAS公司，卡里，NC，USA）进行方差分析（ANOVA）与阈值P值0.05确定的。3结果与讨论3.1接种和原料的组成液体mesophillic AD的流出物进行离心分离，是为了让TS从7.7增加至14.9，如表1中所
16、示。离心同样使VS 从4.1增加至7.3、C/N比值从3.0到5.0和pH值从7.8到8.2，而VFA/碱度比值则从1.00下降至0.66。离心分离被要求确保在反应器中的所有材料的TS为20左右或以上。食品废物的TS为15.2，C/ N比为11.4和pH值为4.1。而庭院废物非常干燥，其TS为94.3，C/N比为55.3，没有检测到pH值。庭院废物的提取物，木质素，纤维素和半纤维素的含量分别为14.7，23.0，24.3和9.7。从表2中可以看出，当每个F/ E比率对应的食品废物的百分比增加，TS和C/N比的降低是由于食品废物的TS和C/N比例低。该饲料堆积的TS（19.3-30.2）和C/N
17、比值（16.9-32.2）因为SS-AD下跌在有利的经营范围内（费尔南德斯等人，2008年山，1979年）。3.2沼气生产在F/E比率为1，在基板上增加食品废弃物的量到20和10导致了每日高峰甲烷产生量分别增长了2.8和1.5倍（图1a）。食物垃圾此外还推迟了甲烷产量峰值从6.3天（0餐厨垃圾）到9.2天（10和20的食物垃圾）。这种延迟可能造成易消化的物质更快的水解，初始导致脂肪酸的过度生产，抑制甲烷生产过程。另外食品废物也导致较高每日甲烷产量，在消化过程中过迟发生。图1b显示在F/E比为2每天的甲烷产量。用20的食品废物沼气池有显着低于0的食品废物沼气池的（P 0.05）最大每日甲烷产量峰
18、值。由于明显严重的VFA抑制作用，在沼气生产开始增加的时间，10到20天这个沼气池也有几乎为零的沼气生产。用10的食品废物沼气池比为0的食品废物的沼气池高1.4倍（P 0.05）的峰值生产。达到峰值日常生产的时间也从6.7上升到9.4天，当是加入10的食物垃圾时。图1c显示在F/E比率为3的每天的甲烷产量。以100庭院废物为基板的沼气池是唯一在整个30日的期间内产生甲烷的。其他两个沼气池在8天左右就停止生产甲烷，这表明一个高比例的食品废弃物在较高的F/E比率可能引进过量易消化的物质，并导致反应器失败。徐和Li（2012）的一项研究也显示，在F/E比为4，100和50的狗食和玉米秸秆共同消化时，
19、每天减少的甲烷产量在8天左右接近0。图1.每日甲烷产量在30天的测试基板组合物SS-AD（一）1，F / E比率（B）F / E比2，及（c）F / E比率为3。每日从沼气池产生的沼气的甲烷含量的F/E比率为1，2，和3分别显示于图2a-b。大部分沼气池的甲烷含量在第8天到第30天时在50和70之间，这被认为是稳定状态，除了用20的食品废料在F/E比率为2的反应器及用10和20食品废料在F/E比率为3的反应器。在稳定状态下（67和65）的最高平均甲烷含量，分别在用20的食品废物F/E比率为1和用10的食品废物F/E比率为2的反应器中观察到。用100庭院废物在F/E比率为1，2，3的反应堆也有类
20、似的甲烷含量（56-58）。图2清楚地表明，加入高达20的食品废料在F/E比率为1和高达10的在F/ E比率2的增加沼气中甲烷的含量。在厌氧批次消化马铃薯固体废物中，也观察到这种现象。甲烷含量的提高随着马铃薯废物的浓度和接种物底物比的增加（Parawira等，2004）。在沼气池的总甲烷产率和体积生产力，可在图3中找到。在F/E比率为1，衬底中的食品废物的百分比从0增加至20，甲烷产率增长2.3倍。这种效应也被看到在沼气池的F/E比为2时。食品废物的百分比从0增加至10，甲烷产量增加2倍，但随后减少9.7倍，当食品废物百分比增加至20。由于过量的易消化的材料，导致产生了VFA抑制。这也出现过在
21、一项关于狗的食品和玉米秸秆的固态共消化研究中，在50或更多的狗食和F/E比为4情况下，甲烷产量下降显着（徐和李，2012年）。 在F/E比率为3，用100庭院废物的沼气池是唯一的反应器，有显著的甲烷生产。它也可以看出，与在同一基板组合物的沼气池，在F/E比值增加时甲烷产量减少。零甲烷产量能够被看见在图3的用10和20的食品废物，在F/E比率为3的反应器里，这意味着多加入的食品废物原料对甲烷产量产生了不利的影响。在相同的F/E比值，体积生产力比较者酷似那些甲烷产量比较者。增加食品废物百分率从0到20在F/E比率为1使体积产率增加1.7倍（P 0.05）。体积产率在F/E比率为2时增加了1.4倍（
22、P 0.05）随着食品废物由0增加至10。类似于甲烷产率，体积生产率也很低，当在用20的食品废物在F/E比率为2和3以及用10的食品废物在F/E比率为3的反应器中。体积生产率最高（8.6 Lmethane/ Lwork）可以获得当在用10的食物垃圾在F/E比率为2的沼气池时。它同样指出，在其它F/E比值下的最高容积生产力是发生在用10食品废弃物在F/E比率为3（7.7 Lmethane/ Lwork）和用20的食物垃圾在F/E比率为1的情况下的。（6.7 Lmethane/ Lwork）。3.3.反应堆的特点反应堆的失败和低甲烷产率，可能是由于水解、发酵、产乙酸菌和产甲烷古细菌的不平衡。通常情
23、况下，这些不平衡是由挥发性脂肪酸的积累引起的，如果没有足够的缓冲器容量，这可能会导致pH值急剧下降。 PH值的下降抑制产甲烷古细菌和破坏厌氧消化的性能。因此，pH值和VFA/碱度比值是常见的压力指标，用于监测AD过程（安德森和杨，1992）。沼气池的pH值和VFA/碱度比值在0和30天的消化显示于表3。厌氧消化的稳定性判据，往往通过总的VFA比例向用碱度-总VFA/碱度比值计量的缓冲容量来表现（Koch等，2010）。虽然每个AD反应堆中的最佳总VFA/碱度比值是唯一的，但小于0.4的比率一般被视为最佳的液体AD，超过0.6的比率被视为表示过度喂食（Lossie和Putz，2010）。可以看到
24、在表3中，初始的挥发性脂肪酸/碱度比值范围从0.92至1.79，大大高于由Lossie和Putz（2010）提供的比率。大多数的最终VFA/碱度比值下跌到0.56 - 0.92的范围内，但同时具有高F/E比率和较高的食物废物的百分比的沼气池在基板上有着比值为3.17-4.20的VFA/碱度比显著（P 0.05）高于其他沼气池。随着食物废物的百分比在基板上的增加，每个F/ E比率的初始pH值集群下降，范围从6.8到8.2不等，这是接近Lahav和摩根（2004）提出的推荐工作的PH值7.4。大多数沼气池结束的pH值在8.2-8.3的范围内，但同时具有高F/E比率和较高百分比的食品废料在衬底中已结
25、束以下的沼气池的pH值显著（P 0.05）在其余的沼气池之下。据观察，具有显著低的最终pH值反应堆也有显着较高的最终VFA/碱度比值，这表明反应堆故障。该故障可能是由于吃得过多导致的有机酸的积累。为了克服这个限制，调节pH值和/或加入缓冲液，可能改善SSAD的性能。3.4VS降低原料中VS的降低示于图4。可以看出，通过增加在衬底中的食品废物的量由0至20在F/E比率为1的情况下，在VS降低获得了1.6倍的增加（P 0.05）。此外，通过在衬底中的食品废物的量，从0增加至10，在F/E比率为2里，在VS降低实现了1.3倍的增加（P 0.05）。 VS降低和甲烷产率（图3）是高度相关的。在反应堆中
26、观察到较高VS降低与较高的甲烷产量。 VS降低超过20被观察到在几乎没有甲烷生产的失败的反应堆里。这是由于VS转换成中间体等产品，如挥发性脂肪酸。4.结论食物垃圾和庭院废物的共消化共同增加了甲烷产量和体积生产率大大超过只有庭院废物的SSAD。在基板上的食品废物的百分比增加至10和20和F/ E比率为2和1，分别观察到甲烷产量和体积生产率的增加。负载量为10的食品废料在F/E比值为2时，获得最高的体积产率8.6 Lmethane/ Lwork，同样也是VS（43）的最大降低。致谢这个项目是由美国俄亥俄州农业研究和发展中心（OARDC）种子计划（2008-043）和俄亥俄第三前线计划（10-059
27、）支持的。笔者想感谢夫人玛丽威克斯（农业与生物工程学院食品系，俄勒冈州立大学）通读。参考文献1lvarez, J.A., Otero, L., Lema, J.M., 2010. 一种通过农产品加工废物的厌氧共消化的优化饲料成分的方法. Bioresour. Technol.101,1153-1158。2Anderson, G.K., Yang, G., 1992. 使用简单的滴定法来测定在厌氧消化的碳酸氢盐和总挥发性酸的浓度. 水与环境. Res. 64，53-59。3Angelidaki, I., Alves, M., Bolzonella, D., Borzacconi, L., Cam
28、pos, J.L., Guwy, A.J., et al., 2009. 定义固体有机废弃物和能源作物的生物甲烷势（BMP）：拟议的协议进行批量检测. 水与科学进展. Technol.59，927 - 934。4Baere, L.D., Mattheeuws, B., 2008. 国家2008年的艺术：厌氧消化的固体废物. 废物管理. 世界9（4），第7条。5Chanakya, H.N., Srikumar, K.G., Anand, V., Modak, J., Jagadish, K.S., 1999. 农业残留物的发酵性能，叶生物量和固相沼气发酵的城市市场垃圾. 生物质生物质能源16，4
29、17-429。6Eaton, A., Clesceri, L., Greenberg, A., 2005. 标准的水和废水测试方法，第21世纪版本. APHA，AWWA和WEF，华盛顿特区。7El-Mashad, H.M., Zhang, R.H., 2010. 共消化牛粪和食品废物生产沼气. Bioresour. Technol.101，4021-4028。8Fernandez, J., Perez, M., Romero, L., 2008. 底物浓度对干温厌氧消化有机部分城市固体废弃物的影响（OFMSW）. Bioresour. Technol.99，6075-6080。9Forster
30、-Carneiro, T., Prez, M., Romero, L., 2008. 总固体和接种的含量影响厌氧反应堆处理餐厨垃圾的性能. Bioresour. Technol.99，6994-7002。10Guendouz, J., Buffiere, P., Cacho, J., Carrere, M., Delgenes, J.P., 2010. 在批量干式厌氧消化模式下：实验室规模、完全混合反应堆的设计和操作. 废物管理. 30，1768-1771。11Hartmann, H., Mler, H.B., Ahring, B.K., 2004. 有机部分城市固体废物厌氧处理的效率：收集和
31、预处理. 废物管理. Res.22，35-41。12Hills, David., 1979. 碳的影响：氮比对牛粪厌氧消化. 农耕废物. 1，267-278。13Koch, K., Lubken, M., Gehring, T., Wichern, M., Horn, 2010. 沼气牧草青贮 - 测量和建模ADM1. Bioresour. Technol. 8158-8165。14Lahav, Morgan, 2004. 滴定方法监测发展中国家的厌氧消化-检讨. J.化学.技术生物工程. 79，1331-1341。15Li, Y.B., Park, S.Y., Zhu, J.Y., 2011
32、a. 有机废弃物的甲烷生产的固态厌氧消化. 可再生可持续能源Rev.15，821 - 826。16Li, Y.B., Zhu, J.Y., Wan, C.X., Park, S.Y., 2011b. 固态厌氧消化玉米秸秆生产沼气.反式脂肪. ASABE 54，1415-1421。17Lossie, U., Ptz, P., 2010. 在FOS/TAC的帮助下沼气发电厂有针对性的控制. （12年5月14日访问）。18Martin, D.J., Potts, L., Heslop, V., 2003a. 固态厌氧消化反应机制1：反应假设. Tran. IChemE 81，171-179。19Ma
33、rtin, D.J., Potts, L., Heslop, V., 2003b. 固态厌氧消化反应机制2:播种的意义.反式脂肪. IChemE 81，180-188。20McGhee, T.J., 1968. 厌氧沼气池中的挥发酸浓度近似的方法. 水污水处理厂. 115，162-166。21Michel Jr., F.C., Reddy, C.A., Forney, L.J., 1993. 庭院垃圾堆肥：研究在实验室规模使用不同的树叶和草混合的系统. 堆肥科学. Util. 1，85-96。22Milbrandt, A., 2005. 地域角度来看在美国目前的生物质资源可用性. 国家可再生能
34、源实验室，科罗拉多州（14 05 12）。23Panichnumsin, P., Nopharatana, A., Ahring, B., Chaiprasert, P., 2010. 共消化木薯浆与不同浓度的猪粪的甲烷生产. 生物质生物能源34，1117-1124。24Parawira, W., Murto, M., Zvauya, R., Mattiasson, B., 2004. 厌氧批次消化单独固体废山芋和组合甜菜叶. 可再生能源29，1811-1823。25Rapport, J., Zhang, R., Jenkins, B.M., Williams, R.B., 2008. 目前厌
35、氧消化技术用于处理城市有机固体废物. 加州环境保护中心。在：http:/www.calrecycle.ca.gov/ Publications/Organics/2008011.pdf可获得。26Rughoonundun, Hema., Mohee, Romeela., Holtzapple, Mark., 2012. 混合酸发酵废水污泥和预处理过的蔗渣的碳-氮比的影响. Bioresour .Technol.112，91-97。27Sluiter, A., Hames, B., Ruiz, R., Scarlata, C., Sluiter, J., Templeton, D., et al
36、., 2008a. 实验室分析程序（LAP）：结构性碳水化合物和木质素生物量的测定. 国家可再生能源实验室，Golden, CO., USA. 报告编号：NREL/TP-510-42618。28Sluiter, A., Ruiz, R., Scarlata, C., Sluiter, J., Templeton, D., 2008b. 实验室分析程序（LAP）：生物抽提物的测定. Golden, CO., USA：国家可再生能源实验室. 报告编号：NREL/TP-510- 42619。29Sosnowski, P., Wieczorek, A., Ledakowicz, S., 2003. 厌
37、氧共消化污水污泥和城市固体废物的有机部分. Adv. Environ. Res. 7，609-616。30USEPA,2011. 城市固体废物. （14 07 11）。31Wong, J.W.C., Mak, K.F., Chan, N.W., Lam, A., Fang, M., Zhou, L.X., Wu, Q.T., Liao, X.D., 2001. 在香港共堆肥豆渣和叶. Bioresour. Technol.76，99-106。32Xu, F., Li, Y., 2012. 固态共消化过期的狗食和玉米秸秆的甲烷产生. Bioresour. Technol118，219-226。33Zagury, G.J., Kulnieks, V.I., Neculita, C.M., 2006. 在酸性矿井水处理的有机基质硫酸盐还原细菌的表征和反应性评估. Chemosphere 64，944-954。34Zhang, R., El-Mashad, H.M., Hartman, K., Wang, F., Liu, G., Choate, C., Gamble, P., 2007. 作为原料的食品废物厌氧消化的表征. Bioresour .Technol.98，929-935。
