物料調理緩解餐廚垃圾厭氧發酵酸化效應及其機制研究＊

藍苑瑗，吳 松，王 磊

（同濟大學污染控制與資源利用重點實驗室，上海 200092）

0 引言

餐廚垃圾指相關企業和公共機構在食品加工、飲食服務、單位供餐等活動中產生的食物殘渣、食品加工廢料和廢棄食用油脂［1］。餐廚垃圾具有高有機物含量、高含水率（68%～80%）［2］、高油［3］、高鹽分［4］等特點。由于餐廚垃圾存在大量易降解有機物［5］，故厭氧消化成為其可選擇的末端處理處置技術。餐廚垃圾厭氧發酵存在不穩定性［6］，易導致總揮發性有機酸（Total Volatile Fatty Acids，TVFAs）累積［5］，進而抑制微生物活性，使產甲烷潛力降低［7］。Liotta 等［8］研究發現，TVFAs 在厭氧消化的水解酸化階段發生積累，TS=19.2% 時，TVFAs 最高濃度為135 mmol/kg，高TVFAs 濃度會導致反應體系酸化。餐廚垃圾混合底物發酵一般能很大程度上改善單物料發酵存在的缺陷，提高厭氧消化效率［5］，為系統提供微量營養素和堿度［6］。多數研究關注混合發酵對產甲烷能力的影響，李彤等［9］研究了餐廚垃圾與廚余垃圾協同處理的最佳配比，發現55 ℃高溫發酵時廚余垃圾與餐廚垃圾配比為5∶1的實驗組甲烷占比最高，達到34.5%。鮮有研究分析餐廚垃圾混合發酵在厭氧消化初期產酸階段緩解酸化的效果和機制。

生物炭是指生物質經高溫熱解和炭化作用形成的顆粒狀固體，具有比表面積大、孔隙度高等特點［10］。沼渣熱解制備的生物炭具有較高的固定碳含量且在熱解過程中揮發有機質可產生大量孔道結構［11］。因生物炭表面存在豐富的羥基羧基官能團而呈堿性［12］，可以使所處環境堿化［13］，可能對厭氧發酵酸化過程有一定的緩沖作用。石笑羽等［14］研究發現，木屑生物炭自身的堿性可能是緩解厭氧消化反應初期酸化的重要因素，生物炭為產甲烷菌提供合適的pH，提高餐廚垃圾厭氧消化累積甲烷產量和產甲烷速率，每日甲烷產量最大值可提高24.09%。研究表明，添加生物炭可提高厭氧發酵的產甲烷速率，生物炭可以提高種間直接電子轉移效率，加快有機酸的利用［15］。目前關于沼渣生物炭對餐廚垃圾厭氧發酵影響的研究多數集中在產甲烷階段，缺乏沼渣生物炭對餐廚垃圾厭氧發酵水解產酸的影響機制的相關研究。

根據GB/T 19095—2019 生活垃圾分類標志，濕垃圾表示易腐爛的、含有機質的生活垃圾，包括家庭廚余垃圾、餐廚垃圾和其他垃圾等。家庭廚余垃圾主要由蔬菜、果皮、食物殘渣、碎骨、蛋殼、貝類、果殼等組成，含有大量糖類、蛋白質、脂質等有機物，具有較好的可生化降解性［16］。與餐廚垃圾相比，家庭廚余垃圾由于存在較多的皮毛骨頭等廢棄物且烹飪所用油鹽較少，其油脂、鹽含量相對較低［17］，蛋白質含量偏高，因此可以考慮將廚余垃圾與其他高C/N 的有機廢棄物進行協同處理［18］。王金輝［19］研究了餐廚垃圾固相物料和廚余垃圾混合厭氧消化，結果表明混合發酵的產氣效率和氣體甲烷含量均高于單一餐廚垃圾厭氧消化，添加廚余垃圾能夠減輕TVFAs 積累。然而分析廚余垃圾在餐廚垃圾厭氧發酵初期的酸化緩解能力鮮有研究。

基于此，以餐廚垃圾為原料，沼渣生物炭和家庭廚余垃圾作為調理劑，開展混合原料厭氧發酵過程研究，考察不同調理劑及不同添加比例對餐廚垃圾厭氧發酵水解產酸的酸化影響，并探討緩解酸化現象的機理，從而為改善餐廚垃圾厭氧發酵效率提供保障。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

餐廚垃圾取自上海市某大學食堂，樣品采集完畢后，先手工分揀出骨頭、紙巾等雜物，使用實驗室食品粉碎機將其粉碎，于冰箱4 ℃冷藏待用。家庭廚余垃圾取自上海市某街道4 個居民生活小區，將4 個小區家庭廚余垃圾分別粉碎均勻后再混合均勻，于冰箱4 ℃冷藏待用。接種污泥取自穩定運行的白龍港污水處理廠的消化污泥，于35 ℃培養箱恒溫培養，以馴化污泥中的微生物，使其適應中溫環境。各物料的基本理化性質見表1、表2。沼渣生物炭原料為餐廚垃圾厭氧發酵沼渣。沼渣于80 ℃烘箱烘干12 h，置于同濟大學熱能與環境工程研究所自主設計研發的回流式炭化爐進行熱解（炭化爐設定初始溫度200 ℃，每1.5 h 升溫50 ℃），于450 ℃的N2氣氛中熱解30 min，并在N2氣氛下冷卻至室溫。由此制得沼渣生物炭，其基本理化性質見表3。

表1 餐廚垃圾和家庭廚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 接種污泥的性質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 實驗方法

以單一餐廚垃圾厭氧消化作為空白對照組，記作ck。沼渣生物炭作為調理劑，設置4 組生物炭添加比例2.5%、5.0%、7.5% 和10.0%（以餐廚垃圾計，即m生物炭∶m餐廚垃圾（濕基）），分別記作BC 2.5%、BC 5.0%、BC 7.5% 和BC 10.0%（BC 表示沼渣生物炭）。依據實驗測定的原料性質，補加去離子水，按照含固率調成15%、12% 和10% 3 個含固率濃度。家庭廚余垃圾作為調理劑，設置3組廚余垃圾添加比例1∶3、1∶1、3∶1，（以餐廚垃圾計，即m家庭廚余垃圾（濕基）∶m餐廚垃圾（濕基）），分別記作F1、F2 和F3，依據實驗測定的原料性質，補加去離子水，按照含固率調成15%、12% 和10% 3 個含固率濃度。實驗設置兩組平行。

本實驗采用500 mL 藍蓋試劑瓶，污泥接種比為50%（接種污泥與混合底物質量比為1∶1），設置較高的接種率以研究在較高負荷條件下不同物料的酸化調理效果，試劑瓶內添加2-溴乙基磺酸鈉作為產甲烷抑制劑抑制產甲烷過程［20］，將整個過程控制在水解酸化階段，產甲烷抑制劑的濃度設置為5 mmol/L。用高純N2吹洗試劑瓶內部2 min 以保證厭氧環境。所有試劑瓶置于37 ℃的恒溫培養箱內進行水解酸化。取樣周期為10 d，每日定時采樣，采樣前手動混勻30 s，每次取樣后同樣向瓶內通入高純N22 min 以保證厭氧環境。采集發酵液進行指標分析，發酵液低速離心后測定pH，隨后高速離心（10 000 r/min，15 min）并過0.22 μm 濾膜，稀釋后測定TVFAs 和溶解性蛋白質濃度。

1.3 分析方法

采用實驗室便攜式pH 計［FE20，梅特勒-托利多儀器（上海）有限公司］測定發酵液pH。采用氣相色譜（GC6890N-FID，美國安捷倫公司）測定發酵液TVFAs［21］，采用碧云天BCA 蛋白濃度測定試劑盒（增強型）（上海碧云天生物技術有限公司）［22］測定溶解性蛋白質濃度。

2 結果與討論

2.1 不同調理劑對餐廚垃圾厭氧發酵酸化過程的影響

厭氧水解過程中，水解產酸菌的作用使pH 下降，而下降的pH 反過來改變微生物群落結構，進一步對有機酸的轉化產生影響。pH 是水解產酸中極其重要的參數。因此，我們考察了不同調理劑對餐廚垃圾厭氧發酵水解酸化過程pH 的影響。圖1 顯示不同含固率水平下，4 種沼渣生物炭添加水平（2.5%、5.0%、7.5%、10.0%）的調理實驗中發酵液pH 隨時間逐漸降低的變化趨勢，由圖1 可以看出，不同含固率水平下pH 變化趨勢一致，無顯著差異，同一含固率水平下，不同沼渣炭添加量實驗組的pH 變化趨勢亦保持一致。在啟動階段，首日系統pH 便達到4.4，第1～4 天pH 下降幅度大，可以看出餐廚垃圾迅速酸化。第5～10 天pH下降緩慢，pH 最低至3.25，低pH 說明系統出現了較為嚴重的酸化。

圖1 沼渣生物炭調理酸化對pH 的影響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統pH［23］，但在高有機負荷下，與H+反應是一個短期作用，酸化細菌馬上又會生成新的脂肪酸。本實驗中，添加沼渣生物炭未能有效緩解厭氧發酵的酸化，無法維持系統的pH。雖然沼渣生物炭呈堿性，但由于系統接種污泥濃度較高，屬于高有機負荷體系，沼渣生物炭的堿性官能團與厭氧系統內的H+反應完全后，未能持續為厭氧系統提供堿度，不能持續中和產生的有機酸，導致pH 一直維持在較低水平，使系統表現出嚴重酸化現象。嚴重酸化有引發酸抑制的風險，酸抑制一旦發生，可能導致反應器的產甲烷過程完全失敗［24］。現有研究表明［25］，在厭氧消化體系添加生物炭能實現通過促進微生物的電子傳遞，提高TVFAs 的利用，從而增加甲烷產量。調理實驗中生物炭未能緩解酸化可能是因為反應體系中加入了2-溴乙基磺酸鈉，抑制了后續的產甲烷過程，避免產甲烷效應對產酸的中和作用，使得TVFAs 只產生、不利用，系統表現為較低的pH。

不同含固率水平下，家庭廚余垃圾作為調理劑對實驗發酵液pH 的影響如圖2 所示。各實驗組的pH 變化趨勢基本一致，且所有家庭廚余垃圾添加組pH 均顯著高于ck 組。

圖2 家庭廚余垃圾調理酸化對pH 的影響Figure 2 Effect of conditioning acidification on pH of household food waste

由圖2 可以看出，在同一含固率水平下，隨著家庭廚余垃圾添加比例的提高，系統整體pH 水平得到了一定程度提升。以TS=15% 為例，ck 組的pH 從4.35 下降至3.23，添加家庭廚余垃圾的F1、F2 和F3 組的pH 變化范圍分別為3.54～3.98、4.12～4.64、4.81～5.36，說明家庭廚余垃圾的添加對餐廚垃圾酸化有明顯的緩解作用，且緩解效果隨添加量的增加而明顯提高。此外，隨著混合發酵中家庭廚余垃圾添加比例的提升，pH 下降趨勢變得比較平緩，反應4 d 后pH 基本保持穩定，這有利于增加或維持厭氧消化系統緩沖能力。實驗結果與韓麗［26］和李榮平等［27］關于混合發酵的結果較類似，混合物料發酵能夠改善發酵環境，提高系統整體pH 水平。

上述研究結果表明，沼渣生物炭對餐廚垃圾厭氧消化水解酸化過程沒有明顯作用，無法緩解易酸化現象。添加家庭廚余垃圾對餐廚垃圾厭氧消化進行調理，可以有效緩解酸化，家庭廚余垃圾添加量在50% 以上即有明顯酸化緩解效果，其中當混合物料配比為家庭廚余垃圾∶餐廚垃圾=3∶1 時，厭氧消化的酸化緩解效果最為顯著。

我國廚余垃圾產生量大，是“濕垃圾”中占比最大的類別。深圳市來自家庭廚房的廚余垃圾占易腐垃圾的比例高達73%［28］。肖悅等［29］對北京市可堆肥廚余垃圾的取樣測定結果表明，菜葉、果皮、果核、骨頭、蛋殼、貝殼約占廚余垃圾總量的60%，家庭廚余垃圾占比較大。歐陽創等［30］預計上海濕垃圾分出總量的峰值可達11 300 t/d，其中家庭廚余垃圾6 800 t/d、餐廚垃圾3 000 t/d、其他濕垃圾1 500 t/d。綜合上述研究，我國現階段的廚余垃圾和餐廚垃圾產生量情況表明，家庭廚余垃圾產生量遠大于餐廚垃圾，是餐廚垃圾產生量的兩倍以上。可以認為，廚余垃圾作為餐廚垃圾厭氧消化的酸化緩解調理劑，添加量在50% 有一定的現實原料基礎。

2.2 不同調理劑對餐廚垃圾厭氧發酵酸化緩解效應的機制分析

TVFAs 主要包括甲酸、乙酸、丙酸、丁酸和戊酸，TVFAs 是有機廢棄物厭氧消化過程中大分子有機物水解酸化的產物［31］，同時也是產甲烷菌所利用的底物，其濃度反映了厭氧消化系統酸化進行的程度。為探究不同物料對餐廚垃圾發酵產酸的調理機制，考察了發酵液的TVFAs。物料調理實驗中發酵液TVFAs 濃度隨時間的變化趨勢如圖3、圖4 所示。

圖3 沼渣生物炭調理酸化對TVFAs 的影響Figure 3 Effect of conditioning acidification on TVFAs of biogas residue biochar

在反應時間內，不同含固率水平下，兩種物料調理實驗的TVFAs 濃度變化保持上升趨勢，說明產酸增加。TS=15%時，BC 10.0%的發酵液TVFAs 濃度上升幅度最大，如圖3（a）所示；TS=12% 時，BC 5.0% 組的TVFAs 濃度上升幅度最大，如圖3（b）所示。與ck 組相比，添加生物炭的實驗組最終的TVFAs 濃度均有所上升，這與pH下降的變化形成一致。說明添加生物炭可能會促進產酸。這與章欽等［32］的研究結果保持一致，即生物炭能夠促進短鏈脂肪酸的累積。反應5 d 后，pH 均小于3.5，這決定了添加沼渣生物炭的系統內TVFAs 主要以未解離的形式存在，部分以解離的形式存在［33］。同時添加生物炭（圖3）的實驗組整體TVFAs 濃度低于添加廚余垃圾的實驗組（圖4），這是由于添加生物炭的實驗組pH 一直維持在較低水平，產酸菌的活性受低pH 影響而被抑制，因此水解酸化產生的TVFAs 濃度較低［34］。

家庭廚余垃圾作為調理劑時，隨著廚余垃圾添加比例的提升，系統TVFAs 濃度水平逐漸上升。同時，高含固率條件下TVFAs 濃度上升趨勢明顯，如圖4（a）所示，這可以解釋為發酵底物含固率越高，所含有的易降解有機物就越多，水解酸化產生的TVFAs 濃度越高。隨著廚余垃圾添加量的增加，微生物活性增強，更易被降解，即由大分子有機物分解為小分子揮發性脂肪酸的效果越顯著。此結果與李彤等［9］的研究結果一致。在廚余垃圾的調理下，盡管TVFAs 濃度有所上升，但pH也隨廚余垃圾添加量的增加呈上升趨勢。根據甲酸、乙酸、丙酸、丁酸和戊酸的pKa分別為3.75、4.76、4.87、4.82～4.85 和4.78～4.86，廚余垃圾添加量在50%時的pH 基本保持在4.8 以上，推測發酵液內的TVFAs 多數以解離的形式存在，為緩沖體系中的有機酸鹽。

根據pH 和TVFAs 濃度變化的結果，添加兩種調理劑的發酵液產酸均增加。同時添加沼渣生物炭的pH 下降趨勢明顯，而添加廚余垃圾的發酵液pH 下降平緩，pH 可以維持在一定水平。這表明添加劑對水解酸化階段的酸化緩解調理機制并不是控制系統減少產酸，可能是家庭廚余垃圾的加入為發酵系統提供了堿度，增加了厭氧消化水解酸化階段的緩沖能力。蛋白質是一種生理堿性物質，其水解產生的氨基酸酸化后釋放一定量的氨氮［35］，游離的氨在厭氧體系中是一種致堿物質。因此，我們考察了兩種混合發酵液的溶解性蛋白質濃度，其隨時間的變化如圖5、圖6 所示。

圖5 沼渣生物炭調理對溶解性蛋白質濃度的影響Figure 5 Effect of conditioning acidification on soluble protein concentration of biogas residue biochar

圖6 家庭廚余垃圾調理對溶解性蛋白質濃度的影響Figure 6 Effect of conditioning acidification on soluble protein concentration of household food waste

兩種發酵液的溶解性蛋白質含量隨著含固率降低而減少，這是由于系統內的蛋白質由底物中的餐廚垃圾提供，底物濃度減少，蛋白質含量降低。由圖5 可知，BC 7.5%的實驗組發酵液溶解性蛋白質含量最低，TS 為15%、12%、10%時的平均濃度分別為4 331、3 365、3 498 mg/L，較ck 組分別下降了34.0%、33.2%、10.7%。TS=15% 時，ck 組溶解性蛋白質含量最高，實驗過程平均濃度約為6 567 mg/L，說明添加沼渣炭會降低發酵液溶解性蛋白質含量。蛋白質含量減少，則其水解提供的堿度也會隨之減少，而系統內的TVFAs 增加，整體表現使得添加生物炭的發酵液pH 大幅降低，這說明添加沼渣生物炭對餐廚垃圾厭氧消化的易酸化問題沒有緩解效果。

家庭廚余垃圾調理過程中溶解性蛋白質在酸化過程中隨時間變化基本保持穩定，隨著廚余垃圾添加比例的提升，系統內整體溶解性蛋白質的濃度也在提升。由圖6 可知，TS=15%時，反應過程中F1、F2 和F3 組的溶解性蛋白質含量較ck 組分別提高了27.7%、55.2%、58.9%。這是因為廚余垃圾本身的粗蛋白含量高于餐廚垃圾，在水解酸化過程中不斷產生可溶性蛋白質，持續提供堿度，及時中和微生物代謝產生的有機酸，維持系統的pH 穩定。廚余垃圾添加量越多，可提供的堿度越多，系統的緩沖作用加強，從而具有更好的酸化緩解能力。

3 結論

1）生物炭會促進短鏈脂肪酸的累積，無法緩解餐廚垃圾水解酸化階段中出現的易酸化現象。

2）家庭廚余垃圾調理餐廚垃圾厭氧發酵，可提高可溶性蛋白質的濃度，從而提升系統堿度，維持厭氧發酵過程的pH。

3）家庭廚余垃圾可作為餐廚垃圾厭氧發酵酸化過程的調理劑。根據我國家庭廚余垃圾和餐廚垃圾產生情況，可在餐廚垃圾厭氧消化中添加50% 以上的家庭廚余垃圾進行混合發酵，緩解系統易酸化現象。