1 引言(Introduction)

随着经济发展和人民生活水平的提高，生活垃圾的产量日益增多.据国家统计局统计，2015年我国城市生活垃圾清运量约为1.91×10⁸ t(国家统计局，2016)，一些主要城市的餐厨垃圾产量约占城市生活垃圾总量的60%(高雪濛等，2017).餐厨垃圾对环境影响日趋严重，餐厨垃圾的减量化、无害化、资源化已经成为大家普遍关注的焦点(Melikoglu et al., 2013).餐厨垃圾以淀粉、动物脂肪、食物纤维等有机质为主要成分，具有高含水率、高油脂、高盐分、C/N适宜生物降解等特点(周涛等，2016).其主要处置方法有焚烧、填埋、饲料化和生物处理(袁雨珍等，2017).焚烧和填埋因其资源浪费和污染环境，许多国家已经严禁将其进行填埋和焚烧处置(Kim et al., 2008).直接做饲料会派生“潲水猪”的问题，也已经被禁止.生物处理技术主要包括堆肥和厌氧发酵.该技术对环境的影响较小，且可以回收能源及产生对环境无害的二次产物，因此有广阔的应用前景.

餐厨垃圾厌氧发酵工艺可以在实现有机物降解的同时，将餐厨垃圾变废为宝实现资源化，该工艺逐渐得到大家的青睐(Kim et al., 2011).当TS(Total solid)≥15%时，发酵体系被称为固态发酵，由于具有操作简单、成本低、无沼液消纳等优点，已经得到越来越广泛的应用(黄燕冰，2015).相对于餐厨垃圾厌氧发酵产甲烷的研究，学者们更关注其厌氧发酵中间产物挥发性脂肪酸的研究.挥发性脂肪酸是甲烷菌可以直接利用的反应基质，同时由于发酵系统中挥发性脂肪酸积累又会导致pH降低，抑制甲烷菌生长近而影响甲烷转化效率.(杨紫怡等，2017).为了研究发酵过程中不同影响因素与挥发性脂肪酸含量和容积产气率的关系，很多学者做了这方面相关研究.王权等通过间歇实验研究了最适反应条件(pH=7，温度=35 ℃)下餐厨垃圾中NaCl和油脂含量对餐厨垃圾厌氧发酵产挥发性脂肪酸的影响，得出结论：随NaCl和油脂含量提高，VFA(volatile fatty acid)浓度呈下降趋势且变化明显，此外油脂含量会影响挥发性脂肪酸各组分比例(王权等，2014; 2015).李红丽发现向牛粪干式厌氧发酵系统中添加一定量的餐厨垃圾可加快VFA的生成速率并提高VFA产量，近而提高甲烷产量，但总VFAs浓度长时间超过10000 mg·L^-1，会致使pH降低抑制甲烷菌活性，降低发酵系统产气能力，VFA过度积累甚至导致厌氧发酵发生酸败(李红丽等，2014).影响餐厨垃圾固态厌氧发酵的因素有很多，已经有很多学者研究关于一些参数(温度、pH、接种比和接种物等)的改变对厌氧发酵系统挥发性脂肪酸含量和容积产气率的影响，但针对餐厨垃圾固态发酵挥发性脂肪酸全过程变化分析鲜有报道，挥发性脂肪酸作为主要中间产物，直接影响到发酵的成败，因此有必要对餐厨垃圾固态发酵挥发性脂肪酸全过程变化分析研究挥发性脂肪酸浓度对餐厨垃圾固态厌氧发酵产气性能的影响.本文采用连续式完全混合厌氧发酵反应器，通过定期加料不断提高发酵系统TS含量使其达到固态发酵，定期监测产气效率、挥发性脂肪酸的含量及组成成分，对餐厨垃圾固态厌氧发酵挥发性脂肪酸全过程变化做出分析，研究挥发性脂肪酸与发酵系统各参数变化规律，对于餐厨垃圾固态厌氧发酵反应器的稳定运行有重要的理论指导意义.

2 材料及方法(Materials and methods) 2.1 实验原料及接种体性质

实验所用餐厨垃圾取自沈阳航空航天大学南区学生食堂，主要成分为米饭、面条、蔬菜、肉类、菜汤和骨头等，先将餐厨垃圾搅拌混合均匀，同时人工去除其中的骨头、蛋壳、塑料、废纸等不易生物降解的杂质，去除餐厨垃圾表面浮油，然后用食物搅拌机将其搅拌为粒径小于10 mm的匀浆，经过处理后的餐厨垃圾分袋集中放入4 ℃的冰箱贮存待用.接种污泥取自沈阳市北部污水处理厂，取回后经中温驯化24 h，餐厨垃圾与接种污泥的基本性质见表 1.

2.2 实验装置与方法

实验装置为CSTR(Continuous stirred tank reactor)反应器，材质为有机玻璃，厌氧发酵反应器容积为20 L，其中有效容积为17 L，厌氧发酵罐采用水封密闭系统，装置顶部设有水封罩，定期向水槽内加水，保证其密封性能良好.实验装置见图 1，本实验采用2个相同的CSTR反应器，装置顶部设有搅拌电机，通过液封的方式防止空气进入；搅拌桨叶为斜叶式，通过编程逻辑控制器控制搅拌转速为90 r·min^-1，每隔4 h搅拌10 min，通过温控仪将循环水浴锅温度控制在(37.0 ± 0.2) ℃，产气量由连续式气体流量计测定.

首先将3 kg驯化好的厌氧接种污泥和0.1 kg餐厨垃圾搅拌混合均匀后投入反应器的投料装置中，然后用高纯氮气吹脱5 min以防止空气进入，最后向发酵罐内加入10 L水至刻度线以下(图 1)，通过程序温控仪将温度控制在(37.0±0.2) ℃，在此温度下开展中温厌氧发酵实验.自第2 d起向发酵罐加入0.3 kg餐厨垃圾，之后根据日产气量、pH、TS等参数变化对餐厨垃圾投入量做出相应调整，如果发酵系统运行稳定便可以继续投料来提高系统内TS含量，实验期望TS≥20%，厌氧消化反应运行稳定，产气、产酸速率上下波动不大.发酵罐侧边进料口与出料口用连通器原理，进料口加入物料时出料口会排出等体积的混合发酵液，使进、出料量基本一致.每天监测厌氧发酵各参数变化，分析调节不利因素的影响，使反应环境朝利于厌氧消化的方向进行.控制体系的pH值在6.0~7.0，当pH值低于6.0时，系统无法自身调节，选择NaOH为调节剂，人为调节使消化液pH值使其保持6.0~7.0之间，每48 h取出罐内物料一次，监测产气速率、pH、COD、氨氮、VFAs及各组分挥发性脂肪酸的浓度，分析固态发酵过程中总挥发性脂肪酸浓度与各参数变化关系，重点研究固态发酵过程中各组分挥发性脂肪酸的浓度及变化趋势，实验稳定运行100 d.

2.3 分析方法

TS采用105 ℃烘干法测定(李国学，2005)，VS采用马弗炉600 ℃下灼烧2 h测定；pH采用精密pH计测定；液相中的COD、氨氮经预处理后测定，预处理方法为将实验样品以3000 r·min^-1离心15 min，离心上清液采用0.45 μm水系滤膜过滤，其中COD采用重铬酸钾法测定(GB/T 11914-1989)，氨氮浓度采用纳氏试剂分光光度法测定(GB/T 7479-1987)，挥发性脂肪酸采用液相色谱外标法分析测定(赵兴涛等，2013)，得到出峰时间后，进行色谱分析，出峰时间与挥发性脂肪酸各组分含量一一对应.

3 结果与讨论(Results and discussion)

根据餐厨垃圾固态发酵全过程VFAs含量和容积产气率曲线变化趋势，将餐厨垃圾固态发酵实验过程分为4个时期：适应期(0~13 d)、启动期(14~30 d)、抑制期(31~50 d)、恢复及稳定期(51~100 d).

3.1 适应期挥发性脂肪酸变化研究

适应期将0.3 kg餐厨垃圾加入厌氧发酵反应器内，该阶段微生物需要适应新环境，有机负荷不宜过大，否则容易发生“酸败”，所以将餐厨垃圾投加量定为0.3 kg，每隔2 d加一次料(王佳等，2017；李蕾等，2016).餐厨垃圾厌氧发酵降解过程可分为水解、酸化、产乙酸和产甲烷4个阶段，每个阶段都由特定种类的微生物完成有机物的代谢过程.适应期主要发生餐厨垃圾的水解和酸化反应.水解反应是复杂的非溶解性聚合物被转化为简单的溶解性单体或二聚体的过程(文一波，2016)，大分子有机物因分子量巨大，不能直接透过细胞膜，因此不能被细菌直接利用.它们在胞外酶(脂肪酶、蛋白酶、纤维素酶等)的水解作用下分解为小分子物质.酸化反应是水解产生的小分子有机物在酸化细菌的作用下转化为更为简单的以挥发性脂肪酸为主的末端产物，并且分泌到细胞外.

图 2为餐厨垃圾固态发酵过程中总挥发性脂肪酸与容积产气率和pH的关系.如图 2所示，反应系统中总挥发性脂肪酸的浓度逐渐上升，由19.97 g·L^-1逐渐上升到22.49 g·L^-1.由于反应系统内产甲烷细菌还没适应新环境，各类酸化细菌产挥发性脂肪酸的速度大于甲烷菌利用挥发性脂肪酸的速度，导致反应系统中总挥发性脂肪酸积累，pH由5.33降低到4.93，显然系统中挥发性脂肪酸的积累导致pH下降.由于系统中反应底物充足，容积产气速率呈上升趋势，但随着pH持续下降，甲烷菌的活性受到抑制，容积产气速率又逐渐下降，由12588 mL·d^-1下降至9512 mL·d^-1.图 3为餐厨垃圾固态发酵过程中总挥发性脂肪酸与TS含量和COD变化关系.如图 3所示，在适应阶段，发酵系统中TS含量先下降后上升，最低含量为0.71%，COD变化不明显.随着TS含量下降，系统内固态有机物逐渐被水解溶解在消化液中，然后被酸化细菌作为反应基质利用转化为挥发性脂肪酸和醇类，所以总挥发性脂肪酸浓度快速上升.

图 4为餐厨垃圾固态发酵过程中挥发性脂肪酸各组分变化关系.餐厨垃圾在水解发酵细菌的作用下，通过乙醇发酵、丙酸发酵和混合酸发酵等将水解产物转化为乙酸、丙酸、丁酸、戊酸等挥发性脂肪酸及乙醇(Kim et al., 2003).如图 4所示，在固态发酵全过程中，消化液中存在乙酸、正丁酸、异丁酸、丙酸、戊酸、己酸.其中在适应阶段，正丁酸浓度不断上升，最高浓度为5.04 g·L^-1.乙酸浓度也不断上升，其浓度由3.68上升到4.58 g·L^-1，其含量仅低于正丁酸，说明在适应期乙弧菌属和丁酸弧菌属占优势，适应期两者大量生长繁殖，明显正丁酸和乙酸浓度最高(周少奇，2009).丙酸浓度最低，最低浓度仅为2.23 g·L^-1，其他脂肪酸浓度在适应期无明显变化.

3.2 启动期挥发性脂肪酸变化研究

启动阶段每隔2 d投一次料，为到达期望固态发酵，每次投料增加到0.5 kg.如图 3所示，TS含量先上升后下降，最大值为10.01%.随着不断向发酵系统填料，系统中微生物利用的反应底物更加充足，为微生物生长繁殖提供了良好条件.此时系统中的微生物已经完全适应环境，水解细菌快速将大分子有机物纤维素、淀粉、脂肪、蛋白质等分解为纤维二糖、单糖、葡萄糖、氨基酸等小分子有机物，之后在发酵细菌的作用下转化为长链脂肪酸、糖类、氨基酸等物质，最终形成短链挥发性脂肪酸(乙酸、丙酸、丁酸、戊酸、己酸等)、乙醇为主的末端发酵产物(冯磊，2014).由于产甲烷细菌逐渐适应新的环境，索氏甲烷丝状菌开始快速生长代谢，不断将挥发性脂肪酸转化为甲烷气体，此时产甲烷菌利用挥发性脂肪酸的速度大于产酸菌生成挥发性脂肪酸的速度，所以启动期系统内挥发性脂肪酸的浓度会有下降的趋势.消化液中pH和之前相比无明显变化.液相中COD变化趋势和总挥发性脂肪酸变化趋势基本相同，先上升后下降，COD下降说明系统内有机物逐渐转化为无机物，这也验证了前面产甲烷菌利用挥发性脂肪酸的速度大于产酸菌生成挥发性脂肪酸的速度，厌氧微生物快速将餐厨垃圾降解.

如图 2所示，餐厨垃圾固态发酵容积产气速率先上升后下降，在第23 d时形成峰值17937 mL.启动阶段后期由于挥发性脂肪酸积累导致pH降低，抑制产甲烷菌的活性，产气速率开始呈下降趋势.总挥发性脂肪酸浓度先快速上升后下降，由于产甲烷菌逐渐适应环境，消耗小分子挥发性脂肪酸转化为甲烷，所以挥发性脂肪酸会有下降趋势，其浓度在第19 d出现峰值27.22 g·L^-1，其中各成分挥发性脂肪酸浓度变化如图 4所示，在启动阶段正丁酸浓度持续上升，并且含量一直处于较高水平，在第21 d值达到7.37 g·L^-1.抑制阶段末期，乙酸浓度明显上升，到最高浓度为6.66 g·L^-1，约占总挥发性脂肪酸浓度的25%.乙酸浓度先快速上升，然后持续下降，乙酸下降的原因是由于出现二次酸化现象，部分乙酸转化为正丁酸，在第19 d达乙酸浓度到最大值6.49 g·L^-1.丙酸浓度波动异常，这是由于启动期产丙酸菌种为劣势菌种，竞争能力差(王晓华等，2016).其他组分挥发性脂肪酸浓度变化平缓，整个时期无明显变化.

3.3 抑制阶段总挥发性有机酸变化研究

抑制期投料和启动期相同，一次投料0.5 kg，每隔2 d投一次料.如图 3所示，随着不断向系统内投料，TS含量逐渐上升，最大浓度为10.61%，发酵系统已经接近固态发酵.因为系统无法自行调节pH，pH值最低为5.42.酸性条件下虽然有利于产酸菌将大分子有机物转化为挥发性脂肪酸，但如果系统pH值过低，非离子态的有机酸会抑制产酸菌的活性，也会抑制挥发性脂肪酸的产生(Elefsiniotis et al., 2007).与此同时会严重抑制产甲烷菌的活性，加上微生物经过长期代谢活动不断降解有机物，系统内有毒物质氨氮浓度不断升高，虽然氨氮是餐厨垃圾厌氧发酵的缓冲剂，但高浓度的氨氮对厌氧发酵有害，表现为挥发性脂肪酸的积累，系统运行不稳定，产气会受到严重影响.如图 2所示，该阶段系统容积产气率整体处在较低水平，总挥发性脂肪酸波动明显.抑制期餐厨垃圾固态发酵过程中挥发性脂肪酸各组分变化关系如图 4所示，正丁酸和乙酸浓度处于较高水平，最大浓度为6.01 g·L^-1, 得出同型产乙酸细菌快速生长繁殖，该类细菌在利用有机基质产乙酸的同时，也可利用H₂和CO₂产乙酸，使乙酸浓度处于较高水平(曲媛媛，2012).正丁酸在第35 d，浓度达到最大高可达6.01 g·L^-1，正丁酸和乙酸浓度总和大于总挥发性脂肪酸浓度的50%，其余挥发性脂肪酸浓度无明显变化.

3.4 恢复及稳定阶段各挥发性有机酸变化研究

由于系统无法自行调节pH值到6.8以上，故加入NaOH来调节反应器内的pH值，使pH上升并逐步接近7.0，以提高产甲烷菌的活性，提高日产气量.此时每天投料1 kg，TS含量逐步提高，TS含量已经达到固态发酵要求.产甲烷菌逐渐恢复活性，开始以积累的小分子挥发性脂肪酸为底物产甲烷气体.如图 2所示，容积产气率开始明显提高，在95 d时达到峰值18860 mL，并且系统内挥发性脂肪酸的含量开始下降，说明此时产甲烷菌利用挥发性脂肪酸的速度大于产酸菌生成挥发性脂肪酸的速度，发酵系统产酸和产甲烷逐渐恢复稳定.COD含量可以表示溶解在消化液中有机物的量(田源，2016)，不断向发酵系统填料，COD含量明显上升，说明系统中为后续厌氧发酵微生物提供了充足的底物.

如图 2所示，总挥发性脂肪酸浓度逐渐趋于稳定，基本稳定在20.87~22.61 g·L^-1之间，系统产酸和产气基本达到平衡.餐厨垃圾固态发酵过程中挥发性脂肪酸各组分变化关系如图 4所示，丁酸含量一直处于较高水平，最高为5.43 g·L^-1，可以认为餐厨垃圾厌氧发酵为丁酸型发酵，这与有关文献研究相符(张玉静，2013)，乙酸含量仅低于正丁酸，最高浓度为4.77 g·L^-1.丙酸含量最低, 最低浓度仅为2.01 g·L^-1.在恢复及稳定期，正丁酸和乙酸浓度变化趋于稳定，其他组分挥发性脂肪酸浓度无明显变化，发酵系统运行稳定.在脱氮除磷过程中，酸的利用顺序为乙酸＞丁酸＞戊酸＞丙酸(张玉静等，2013).如图 4所示，整个过程乙酸和丁酸比例都很大，说明餐厨垃圾固态发酵中间产物挥发性脂肪酸可以作为污水处理脱氮除磷优质碳源(王佳明等，2014)，对实际工程应用非常有意义.

4 结论(Conclusions)

1) 适应期主要发生餐厨垃圾的水解和酸化反应.酸化细菌产挥发性脂肪酸的速度大于产甲烷菌的利用速度.容积产气率随着挥发性脂肪酸浓度持续增多先上升后逐渐下降，在总挥发性脂肪酸浓度为21.31 g·L^-1时容积产气率达到最大12606 mL·d^-1.在整个适应期，正丁酸含量最高，最高浓度为5.04 g·L^-1，丙酸浓度最低，其最低浓度仅为总挥发性脂肪酸浓度的10.2%.

2) 启动期甲烷细菌逐渐适应环境，最大容积产气速率明显上升，最大值为17937 mL.pH变化平缓，总挥发性脂肪酸浓度先上升后下降，其浓度出现峰值27.22 g·L^-1.容积产气率与挥发性脂肪酸浓度在启动期基本保持反比关系，容积产气率先下降后上升.

3) 恢复及稳定期，人工调节pH使发酵液接近中性，发酵系统挥发性脂肪酸的浓度和容积产气率逐渐趋于稳定，产酸和产气达到平衡.总挥发性脂肪酸稳定在20.87~22.61 g·L^-1之间，其中正丁酸浓度最高为7.07 g·L^-1，为丁酸型发酵.丙酸浓度最低，最低浓度为2.01 g·L^-1.