物料调理缓解餐厨垃圾厌氧发酵酸化效应及其机制研究＊

时间：2024-05-22

蓝苑瑗，吴松，王磊

（同济大学污染控制与资源利用重点实验室，上海 200092）

0 引言

餐厨垃圾指相关企业和公共机构在食品加工、饮食服务、单位供餐等活动中产生的食物残渣、食品加工废料和废弃食用油脂［1］。餐厨垃圾具有高有机物含量、高含水率（68%～80%）［2］、高油［3］、高盐分［4］等特点。由于餐厨垃圾存在大量易降解有机物［5］，故厌氧消化成为其可选择的末端处理处置技术。餐厨垃圾厌氧发酵存在不稳定性［6］，易导致总挥发性有机酸（Total Volatile Fatty Acids，TVFAs）累积［5］，进而抑制微生物活性，使产甲烷潜力降低［7］。Liotta 等［8］研究发现，TVFAs 在厌氧消化的水解酸化阶段发生积累，TS=19.2% 时，TVFAs 最高浓度为135 mmol/kg，高TVFAs 浓度会导致反应体系酸化。餐厨垃圾混合底物发酵一般能很大程度上改善单物料发酵存在的缺陷，提高厌氧消化效率［5］，为系统提供微量营养素和碱度［6］。多数研究关注混合发酵对产甲烷能力的影响，李彤等［9］研究了餐厨垃圾与厨余垃圾协同处理的最佳配比，发现55 ℃高温发酵时厨余垃圾与餐厨垃圾配比为5∶1的实验组甲烷占比最高，达到34.5%。鲜有研究分析餐厨垃圾混合发酵在厌氧消化初期产酸阶段缓解酸化的效果和机制。

生物炭是指生物质经高温热解和炭化作用形成的颗粒状固体，具有比表面积大、孔隙度高等特点［10］。沼渣热解制备的生物炭具有较高的固定碳含量且在热解过程中挥发有机质可产生大量孔道结构［11］。因生物炭表面存在丰富的羟基羧基官能团而呈碱性［12］，可以使所处环境碱化［13］，可能对厌氧发酵酸化过程有一定的缓冲作用。石笑羽等［14］研究发现，木屑生物炭自身的碱性可能是缓解厌氧消化反应初期酸化的重要因素，生物炭为产甲烷菌提供合适的pH，提高餐厨垃圾厌氧消化累积甲烷产量和产甲烷速率，每日甲烷产量最大值可提高24.09%。研究表明，添加生物炭可提高厌氧发酵的产甲烷速率，生物炭可以提高种间直接电子转移效率，加快有机酸的利用［15］。目前关于沼渣生物炭对餐厨垃圾厌氧发酵影响的研究多数集中在产甲烷阶段，缺乏沼渣生物炭对餐厨垃圾厌氧发酵水解产酸的影响机制的相关研究。

根据GB/T 19095—2019 生活垃圾分类标志，湿垃圾表示易腐烂的、含有机质的生活垃圾，包括家庭厨余垃圾、餐厨垃圾和其他垃圾等。家庭厨余垃圾主要由蔬菜、果皮、食物残渣、碎骨、蛋壳、贝类、果壳等组成，含有大量糖类、蛋白质、脂质等有机物，具有较好的可生化降解性［16］。与餐厨垃圾相比，家庭厨余垃圾由于存在较多的皮毛骨头等废弃物且烹饪所用油盐较少，其油脂、盐含量相对较低［17］，蛋白质含量偏高，因此可以考虑将厨余垃圾与其他高C/N 的有机废弃物进行协同处理［18］。王金辉［19］研究了餐厨垃圾固相物料和厨余垃圾混合厌氧消化，结果表明混合发酵的产气效率和气体甲烷含量均高于单一餐厨垃圾厌氧消化，添加厨余垃圾能够减轻TVFAs 积累。然而分析厨余垃圾在餐厨垃圾厌氧发酵初期的酸化缓解能力鲜有研究。

基于此，以餐厨垃圾为原料，沼渣生物炭和家庭厨余垃圾作为调理剂，开展混合原料厌氧发酵过程研究，考察不同调理剂及不同添加比例对餐厨垃圾厌氧发酵水解产酸的酸化影响，并探讨缓解酸化现象的机理，从而为改善餐厨垃圾厌氧发酵效率提供保障。

1 材料与方法

1.1 实验材料

餐厨垃圾取自上海市某大学食堂，样品采集完毕后，先手工分拣出骨头、纸巾等杂物，使用实验室食品粉碎机将其粉碎，于冰箱4 ℃冷藏待用。家庭厨余垃圾取自上海市某街道4 个居民生活小区，将4 个小区家庭厨余垃圾分别粉碎均匀后再混合均匀，于冰箱4 ℃冷藏待用。接种污泥取自稳定运行的白龙港污水处理厂的消化污泥，于35 ℃培养箱恒温培养，以驯化污泥中的微生物，使其适应中温环境。各物料的基本理化性质见表1、表2。沼渣生物炭原料为餐厨垃圾厌氧发酵沼渣。沼渣于80 ℃烘箱烘干12 h，置于同济大学热能与环境工程研究所自主设计研发的回流式炭化炉进行热解（炭化炉设定初始温度200 ℃，每1.5 h 升温50 ℃），于450 ℃的N2气氛中热解30 min，并在N2气氛下冷却至室温。由此制得沼渣生物炭，其基本理化性质见表3。

表1 餐厨垃圾和家庭厨余垃圾的基本理化特性Table 1 Basic physical and chemical properties of restaurant food waste and household food waste

表2 接种污泥的性质Table 2 Characteristics of seed sludge

表3 沼渣生物炭的基本理化特性Table 3 Basic physical and chemical properties of biogas residue biochar

1.2 实验方法

以单一餐厨垃圾厌氧消化作为空白对照组，记作ck。沼渣生物炭作为调理剂，设置4 组生物炭添加比例2.5%、5.0%、7.5% 和10.0%（以餐厨垃圾计，即m生物炭∶m餐厨垃圾（湿基）），分别记作BC 2.5%、BC 5.0%、BC 7.5% 和BC 10.0%（BC 表示沼渣生物炭）。依据实验测定的原料性质，补加去离子水，按照含固率调成15%、12% 和10% 3 个含固率浓度。家庭厨余垃圾作为调理剂，设置3组厨余垃圾添加比例1∶3、1∶1、3∶1，（以餐厨垃圾计，即m家庭厨余垃圾（湿基）∶m餐厨垃圾（湿基）），分别记作F1、F2 和F3，依据实验测定的原料性质，补加去离子水，按照含固率调成15%、12% 和10% 3 个含固率浓度。实验设置两组平行。

本实验采用500 mL 蓝盖试剂瓶，污泥接种比为50%（接种污泥与混合底物质量比为1∶1），设置较高的接种率以研究在较高负荷条件下不同物料的酸化调理效果，试剂瓶内添加2-溴乙基磺酸钠作为产甲烷抑制剂抑制产甲烷过程［20］，将整个过程控制在水解酸化阶段，产甲烷抑制剂的浓度设置为5 mmol/L。用高纯N2吹洗试剂瓶内部2 min 以保证厌氧环境。所有试剂瓶置于37 ℃的恒温培养箱内进行水解酸化。取样周期为10 d，每日定时采样，采样前手动混匀30 s，每次取样后同样向瓶内通入高纯N22 min 以保证厌氧环境。采集发酵液进行指标分析，发酵液低速离心后测定pH，随后高速离心（10 000 r/min，15 min）并过0.22 μm 滤膜，稀释后测定TVFAs 和溶解性蛋白质浓度。

1.3 分析方法

采用实验室便携式pH 计［FE20，梅特勒-托利多仪器（上海）有限公司］测定发酵液pH。采用气相色谱（GC6890N-FID，美国安捷伦公司）测定发酵液TVFAs［21］，采用碧云天BCA 蛋白浓度测定试剂盒（增强型）（上海碧云天生物技术有限公司）［22］测定溶解性蛋白质浓度。

2 结果与讨论

2.1 不同调理剂对餐厨垃圾厌氧发酵酸化过程的影响

厌氧水解过程中，水解产酸菌的作用使pH 下降，而下降的pH 反过来改变微生物群落结构，进一步对有机酸的转化产生影响。pH 是水解产酸中极其重要的参数。因此，我们考察了不同调理剂对餐厨垃圾厌氧发酵水解酸化过程pH 的影响。图1 显示不同含固率水平下，4 种沼渣生物炭添加水平（2.5%、5.0%、7.5%、10.0%）的调理实验中发酵液pH 随时间逐渐降低的变化趋势，由图1 可以看出，不同含固率水平下pH 变化趋势一致，无显著差异，同一含固率水平下，不同沼渣炭添加量实验组的pH 变化趋势亦保持一致。在启动阶段，首日系统pH 便达到4.4，第1～4 天pH 下降幅度大，可以看出餐厨垃圾迅速酸化。第5～10 天pH下降缓慢，pH 最低至3.25，低pH 说明系统出现了较为严重的酸化。

图1 沼渣生物炭调理酸化对pH 的影响Figure 1 Effect of conditioning acidification on pH of biogas residue biochar

有研究表明，外加生物炭能在一定程度上提升系统pH［23］，但在高有机负荷下，与H+反应是一个短期作用，酸化细菌马上又会生成新的脂肪酸。本实验中，添加沼渣生物炭未能有效缓解厌氧发酵的酸化，无法维持系统的pH。虽然沼渣生物炭呈碱性，但由于系统接种污泥浓度较高，属于高有机负荷体系，沼渣生物炭的碱性官能团与厌氧系统内的H+反应完全后，未能持续为厌氧系统提供碱度，不能持续中和产生的有机酸，导致pH 一直维持在较低水平，使系统表现出严重酸化现象。严重酸化有引发酸抑制的风险，酸抑制一旦发生，可能导致反应器的产甲烷过程完全失败［24］。现有研究表明［25］，在厌氧消化体系添加生物炭能实现通过促进微生物的电子传递，提高TVFAs 的利用，从而增加甲烷产量。调理实验中生物炭未能缓解酸化可能是因为反应体系中加入了2-溴乙基磺酸钠，抑制了后续的产甲烷过程，避免产甲烷效应对产酸的中和作用，使得TVFAs 只产生、不利用，系统表现为较低的pH。

不同含固率水平下，家庭厨余垃圾作为调理剂对实验发酵液pH 的影响如图2 所示。各实验组的pH 变化趋势基本一致，且所有家庭厨余垃圾添加组pH 均显著高于ck 组。

图2 家庭厨余垃圾调理酸化对pH 的影响Figure 2 Effect of conditioning acidification on pH of household food waste

由图2 可以看出，在同一含固率水平下，随着家庭厨余垃圾添加比例的提高，系统整体pH 水平得到了一定程度提升。以TS=15% 为例，ck 组的pH 从4.35 下降至3.23，添加家庭厨余垃圾的F1、F2 和F3 组的pH 变化范围分别为3.54～3.98、4.12～4.64、4.81～5.36，说明家庭厨余垃圾的添加对餐厨垃圾酸化有明显的缓解作用，且缓解效果随添加量的增加而明显提高。此外，随着混合发酵中家庭厨余垃圾添加比例的提升，pH 下降趋势变得比较平缓，反应4 d 后pH 基本保持稳定，这有利于增加或维持厌氧消化系统缓冲能力。实验结果与韩丽［26］和李荣平等［27］关于混合发酵的结果较类似，混合物料发酵能够改善发酵环境，提高系统整体pH 水平。

上述研究结果表明，沼渣生物炭对餐厨垃圾厌氧消化水解酸化过程没有明显作用，无法缓解易酸化现象。添加家庭厨余垃圾对餐厨垃圾厌氧消化进行调理，可以有效缓解酸化，家庭厨余垃圾添加量在50% 以上即有明显酸化缓解效果，其中当混合物料配比为家庭厨余垃圾∶餐厨垃圾=3∶1 时，厌氧消化的酸化缓解效果最为显著。

我国厨余垃圾产生量大，是“湿垃圾”中占比最大的类别。深圳市来自家庭厨房的厨余垃圾占易腐垃圾的比例高达73%［28］。肖悦等［29］对北京市可堆肥厨余垃圾的取样测定结果表明，菜叶、果皮、果核、骨头、蛋壳、贝壳约占厨余垃圾总量的60%，家庭厨余垃圾占比较大。欧阳创等［30］预计上海湿垃圾分出总量的峰值可达11 300 t/d，其中家庭厨余垃圾6 800 t/d、餐厨垃圾3 000 t/d、其他湿垃圾1 500 t/d。综合上述研究，我国现阶段的厨余垃圾和餐厨垃圾产生量情况表明，家庭厨余垃圾产生量远大于餐厨垃圾，是餐厨垃圾产生量的两倍以上。可以认为，厨余垃圾作为餐厨垃圾厌氧消化的酸化缓解调理剂，添加量在50% 有一定的现实原料基础。

2.2 不同调理剂对餐厨垃圾厌氧发酵酸化缓解效应的机制分析

TVFAs 主要包括甲酸、乙酸、丙酸、丁酸和戊酸，TVFAs 是有机废弃物厌氧消化过程中大分子有机物水解酸化的产物［31］，同时也是产甲烷菌所利用的底物，其浓度反映了厌氧消化系统酸化进行的程度。为探究不同物料对餐厨垃圾发酵产酸的调理机制，考察了发酵液的TVFAs。物料调理实验中发酵液TVFAs 浓度随时间的变化趋势如图3、图4 所示。

图3 沼渣生物炭调理酸化对TVFAs 的影响Figure 3 Effect of conditioning acidification on TVFAs of biogas residue biochar

在反应时间内，不同含固率水平下，两种物料调理实验的TVFAs 浓度变化保持上升趋势，说明产酸增加。TS=15%时，BC 10.0%的发酵液TVFAs 浓度上升幅度最大，如图3（a）所示；TS=12% 时，BC 5.0% 组的TVFAs 浓度上升幅度最大，如图3（b）所示。与ck 组相比，添加生物炭的实验组最终的TVFAs 浓度均有所上升，这与pH下降的变化形成一致。说明添加生物炭可能会促进产酸。这与章钦等［32］的研究结果保持一致，即生物炭能够促进短链脂肪酸的累积。反应5 d 后，pH 均小于3.5，这决定了添加沼渣生物炭的系统内TVFAs 主要以未解离的形式存在，部分以解离的形式存在［33］。同时添加生物炭（图3）的实验组整体TVFAs 浓度低于添加厨余垃圾的实验组（图4），这是由于添加生物炭的实验组pH 一直维持在较低水平，产酸菌的活性受低pH 影响而被抑制，因此水解酸化产生的TVFAs 浓度较低［34］。

家庭厨余垃圾作为调理剂时，随着厨余垃圾添加比例的提升，系统TVFAs 浓度水平逐渐上升。同时，高含固率条件下TVFAs 浓度上升趋势明显，如图4（a）所示，这可以解释为发酵底物含固率越高，所含有的易降解有机物就越多，水解酸化产生的TVFAs 浓度越高。随着厨余垃圾添加量的增加，微生物活性增强，更易被降解，即由大分子有机物分解为小分子挥发性脂肪酸的效果越显著。此结果与李彤等［9］的研究结果一致。在厨余垃圾的调理下，尽管TVFAs 浓度有所上升，但pH也随厨余垃圾添加量的增加呈上升趋势。根据甲酸、乙酸、丙酸、丁酸和戊酸的pKa分别为3.75、4.76、4.87、4.82～4.85 和4.78～4.86，厨余垃圾添加量在50%时的pH 基本保持在4.8 以上，推测发酵液内的TVFAs 多数以解离的形式存在，为缓冲体系中的有机酸盐。

根据pH 和TVFAs 浓度变化的结果，添加两种调理剂的发酵液产酸均增加。同时添加沼渣生物炭的pH 下降趋势明显，而添加厨余垃圾的发酵液pH 下降平缓，pH 可以维持在一定水平。这表明添加剂对水解酸化阶段的酸化缓解调理机制并不是控制系统减少产酸，可能是家庭厨余垃圾的加入为发酵系统提供了碱度，增加了厌氧消化水解酸化阶段的缓冲能力。蛋白质是一种生理碱性物质，其水解产生的氨基酸酸化后释放一定量的氨氮［35］，游离的氨在厌氧体系中是一种致碱物质。因此，我们考察了两种混合发酵液的溶解性蛋白质浓度，其随时间的变化如图5、图6 所示。

图5 沼渣生物炭调理对溶解性蛋白质浓度的影响Figure 5 Effect of conditioning acidification on soluble protein concentration of biogas residue biochar

图6 家庭厨余垃圾调理对溶解性蛋白质浓度的影响Figure 6 Effect of conditioning acidification on soluble protein concentration of household food waste

两种发酵液的溶解性蛋白质含量随着含固率降低而减少，这是由于系统内的蛋白质由底物中的餐厨垃圾提供，底物浓度减少，蛋白质含量降低。由图5 可知，BC 7.5%的实验组发酵液溶解性蛋白质含量最低，TS 为15%、12%、10%时的平均浓度分别为4 331、3 365、3 498 mg/L，较ck 组分别下降了34.0%、33.2%、10.7%。TS=15% 时，ck 组溶解性蛋白质含量最高，实验过程平均浓度约为6 567 mg/L，说明添加沼渣炭会降低发酵液溶解性蛋白质含量。蛋白质含量减少，则其水解提供的碱度也会随之减少，而系统内的TVFAs 增加，整体表现使得添加生物炭的发酵液pH 大幅降低，这说明添加沼渣生物炭对餐厨垃圾厌氧消化的易酸化问题没有缓解效果。

家庭厨余垃圾调理过程中溶解性蛋白质在酸化过程中随时间变化基本保持稳定，随着厨余垃圾添加比例的提升，系统内整体溶解性蛋白质的浓度也在提升。由图6 可知，TS=15%时，反应过程中F1、F2 和F3 组的溶解性蛋白质含量较ck 组分别提高了27.7%、55.2%、58.9%。这是因为厨余垃圾本身的粗蛋白含量高于餐厨垃圾，在水解酸化过程中不断产生可溶性蛋白质，持续提供碱度，及时中和微生物代谢产生的有机酸，维持系统的pH 稳定。厨余垃圾添加量越多，可提供的碱度越多，系统的缓冲作用加强，从而具有更好的酸化缓解能力。