刘洋，叶小梅，王成成，贾昭炎，杜静，3，孔祥平，3，奚永兰，3

（1 江苏大学农业工程学院，江苏 镇江 212013；2 江苏省农业科学院，江苏 南京 210014；3 农业农村部农村可再生能源开发利用华东科学观测实验站，江苏 南京 210014）

我国农村地区的生活垃圾年产生量达到了2.94 亿吨。农村生活垃圾属于农业废弃物的一种，其中瓜果皮、厨余、泔水等有机垃圾占比在40%以上，有机物含量丰富。垃圾焚烧、填埋等传统的处理方法会对环境产生二次污染。厌氧发酵（anaerobic digestion，AD）技术可以对农村有机生活垃圾进行减量化和资源化处理，在有效消化掉垃圾的同时可以产生沼气清洁能源，沼液和沼渣也可作为再生资源还田利用，是一种环境友好型的技术。而高进料浓度厌氧发酵相较于低进料浓度厌氧发酵具有节水、处理量大、能耗低、产出沼渣浓度高、沼液沼渣后续处理简单等优点。但高进料浓度厌氧发酵存在传质效率低、发酵系统不稳定等问题；农业废弃物全混式厌氧发酵过程易受高浓度氨氮及挥发性脂肪酸积累等产生的抑制，同样存在产气效率低、发酵不稳定等问题，导致目前沼气工程运行效果差。厌氧共发酵可以提高消化率和发酵系统缓冲能力，甲烷产量比单一底物发酵更高并且发酵系统稳定性更好。已有多位学者研究了不同物料的厌氧共发酵，冯晶等研究了牛粪和秸秆的厌氧共发酵，发现其干物质比为1∶1 时甲烷容积产率为单一底物发酵的2倍以上；Wang等通过对高浓度厌氧共发酵的产气特性研究表明，共发酵甲烷产量比使用单一底物发酵最高提高了3.46 倍。Jiang 等认为猪粪是很好的厌氧共发酵底物，可以提升发酵系统的缓冲能力、避免系统酸化以及维持适宜产甲烷菌生长的pH，从而提高甲烷产量。而水稻秸秆与富氮基质共发酵可以平衡碳氮比，进而达到养分平衡，提高甲烷产率。因而高TS 厌氧共发酵理论上在保持高进料浓度的同时还可以提高系统的稳定性，但需要通过试验深入研究底物配合和进料TS 浓度等对厌氧发酵的影响。

本文通过对农村有机生活垃圾、猪粪和水稻秸秆进行中温批试厌氧共发酵实验，研究了农村有机生活垃圾不同共发酵底物配比和不同进料浓度下产甲烷特性、厌氧发酵过程中氨氮、pH 和挥发性脂肪酸（volatile fatty acids，VFAs）的变化特征，以期得出农村有机生活垃圾厌氧共发酵特性，优化农村有机生活垃圾厌氧发酵工艺条件，为沼气工程的建设提供一定的基础参数，为农村生活垃圾无害化、资源化处理和农村环境保护提供技术支撑。

1 实验材料和方法

1.1 材料

农村有机生活垃圾取自江苏省徐州市沛县大屯街道生活垃圾分类处置中心，主要成分为食物残渣、菜叶、瓜果皮等，干燥后用粉碎机粉碎至粒径小于4mm后密封保存在-20℃冰箱。猪粪取自江苏省农业科学院六合动物实验基地，密封在-20℃冰箱保存。水稻秸秆取自江苏省农业科学院六合动物实验基地，粉碎至粒径小于2～3mm，在(4±0.5)℃下保存。接种物取自江苏省常州市金坛区永康农牧科技公司农场。农村有机生活垃圾、猪粪和水稻秸秆的理化性质如表1 所示。接种物(37±1)℃下恒温驯化，以每天2mL/L 的速度向其添加1 个月营养液，直到接种物的甲烷产量稳定，然后停止添加营养液。营养液由葡萄糖、磷酸二氢钾、硫酸镁和碳酸氢铵组成。当一周内未观察到沼气产生时，接种物驯化工作完成，可用于厌氧发酵。

表1 发酵底物理化性质

1.2 实验设计

设置进料TS 质量分数分别为8%、10%、12%和15%，每个TS 浓度设三种不同底物配比，即生活垃圾与猪粪的挥发性固体（volatile solid，VS）质量比为1∶1，生活垃圾与水稻秸秆的VS比为1∶1，生活垃圾、猪粪和水稻秸秆的VS比为1∶1∶1，共计12个实验组，每组设3个平行，各实验组发酵底物添加量如表2所示。

表2 各实验组发酵底物添加量

厌氧发酵实验采用全自动产甲烷潜力测试系统（Multi-Talent 203，Nova Skante，瑞典），发酵瓶容积为500mL，设置有效容积350mL，初始pH 7.5，(37±1)℃中温发酵，每1h搅拌一次，每次搅拌3min，发酵周期为60天。仪器自动记录甲烷产量，每天取气测量气体组分，每天测定沼气产量，每3天测一次pH，每7天取样测其VFAs浓度和氨氮浓度。

1.3 分析方法

总固体含量、挥发性固体含量和氨氮浓度的测定采用APHA的方法。实验样品有机碳的测定采用稀释热法，全氮的测定采用凯氏定氮法。pH使用pH 计（LAQ UAtwin-pH-22，日本）直接测定。VFAs由气相色谱仪测定（岛津GC-2014，日本），色谱柱为DB—FFAP 30m×0.25mm 0.25μm，FID 检测器，氮气为载气，进样口温度为250℃，FID 温度为300℃，分流比为1∶10。柱箱的升温程序为：先在100℃下保持5min，然后以10℃/min 速度升到250℃，保持12min，进样量为1μL。 甲烷含量采用气相色谱仪（仁华GC-9890B/T，南京）进行测定，该款气相色谱仪采用TCD 热导检测器，载气为高纯的氢气，设置检测器温度110℃，进样器温度130℃，柱箱温度130℃。使用南京仁华色谱科技应用开发中心制备的标准混合气，其中氮气体积分数为23.4%，甲烷体积分数为45.6%，二氧化碳体积分数为31.0%。采用外标法对样品的谱图进行分析计算得出其对应的氮气、甲烷及二氧化碳的体积分数。

为了便于多组发酵实验的比较，累积甲烷产量用修正的Gompertz 模型拟合，如式(1)。

式中，为时刻的累积产气量，mL；为最大产甲烷潜能，mL，为最大产甲烷速率，mL/d；为迟滞期，天；为发酵时间，天。

2 结果与讨论

2.1 沼气产量分析

发酵实验共进行60 天，各实验组的沼气产量曲线如图1 所示。从图1(a)中可以看出，实验开始第1 天有9 个实验组开始产沼气，其中有8 个实验组日沼气产量超过100mL。TS-12-2 和TS-15-2 实验组分别在第2天和第3天开始产气，可能是由于这两个实验组均添加有含水率极低的水稻秸秆导致发酵瓶内流动液体较少，因此滞后于别的实验组。TS-8-1 实验组第1 天未产气或与其添加大量猪粪未搅拌均匀有关，发酵瓶内进行多次搅拌将其分散开后开始产气。随着发酵进行，各实验组日沼气产量迅速上升，其中TS-8-2 和TS-8-3 实验组在第7天就达到了产气高峰，分别为551.85mL 和520.57mL。TS-10-1 实验组直至实验第49 天才达到峰值325.46mL，该实验组峰值产生时间远滞后于其他实验组，但在达到峰值前日产气量均保持在100mL 以上，故在实验结束时累积沼气产量高于TS 为10%的实验组。其他实验组日产气量在实验第9～25 天内达到峰值后开始下降，直至实验结束。

图1 沼气产量变化

从图1(b)可以看出，整个发酵过程中各实验组累积沼气产量变化曲线在前5天缓慢增加后开始迅速增加，随着发酵进行，发酵底物被产甲烷菌群消化减少，产气曲线在经历快速增长后趋于平缓直至实验结束，产气量也达到发酵底物的产气潜力。在实验结束时发酵底物为ROW 和PM 的四个实验组的累积沼气产量随着发酵底物浓度的增加而增加。其余实验组在TS质量分数为8%～12%时，累积沼气产量随着发酵底物浓度的增加而增加，TS-15-2和TS-15-3 实验组较TS 为12%的实验组产量有所下降，可能与这两组加入RC 后流动液体的减少和发酵底物混合均匀度降低导致发酵系统的传质效率降低有关。累积沼气产量最高的为TS-15-1 实验组，为15051.40mL，其次为TS-12-2和TS-12-3实验组，分别为13938.80mL 和13514.60mL，远高于其他实验组，说明厌氧发酵效果最好。TS 质量分数为10%的实验组累积沼气产量均低于其他实验组。各实验组的沼气单位VS 产气量如表3 所示。最高为TS-12-2 实验组的509.23mL/g VS，最低为TS-15-3 实验组的311.88mL/gVS。TS 质量分数为15%的实验组单位VS 甲烷产量整体偏低，说明当TS 质量分数增加到15%时，厌氧发酵底物消化不够充分，该进料浓度已经对厌氧消化产生一定抑制。

表3 各实验组沼气、甲烷单位VS产气量

2.2 甲烷含量分析

实验开始后，每天通过取气阀取气测定各实验组甲烷体积分数，其变化曲线如图2所示。第1天各实验组的甲烷体积分数在1.80%～22.13%范围内，之后各实验组甲烷含量开始快速上升，这是由于发酵系统中随着水解产物的增多供给产甲烷菌群的底物增加，生成了更多的甲烷。各实验组甲烷含量随着发酵时间推移迅速增长，在发酵的4～15天内各实验组甲烷体积分数均超过50%，说明各实验组厌氧发酵系统均顺利启动。各实验组的甲烷含量变化趋势相似，在经历过快速增加后均在70%上下波动，说明厌氧发酵实验运行良好。可以看出厌氧共发酵各实验组均成功进行，TS浓度和不同的底物配比并未对发酵过程中甲烷含量变化产生较大影响。

图2 各实验组甲烷体积分数变化

2.3 甲烷产量分析

甲烷为沼气的主要成分，是沼气可燃烧的部分，甲烷的产量可以直接反映出厌氧发酵实验的结果。各实验组甲烷产量变化如图3 所示。从图3(a)中可以看出，日甲烷产量整体变化趋势相似于日沼气产量，TS 质量分数为8% 和15% 的各实验组峰值出现时间与日沼气产量峰值出现时间相同或小于1 天，TS 质量分数为10%和12%的各实验组峰值出现时间相较于沼气日产气量峰值出现时间有所滞后。从图3(b)中可以看出累积甲烷产量最高的组仍为TS-15-1实验组，60天累积产甲烷10394.02mL，其次为TS-12-3 和TS-12-2 实验组，分别为9302.44mL 和9295.43mL。TS 质量分数为10% 的3个实验组累积甲烷产量均低于其他实验组，最低为TS-8-2实验组的4413.27mL。

图3 甲烷产量变化

为深入分析底物配比和TS 浓度对甲烷产量的影响，通过Gompertz 拟合曲线[如图3(c)]，各实验组值均>0.99，拟合效果较好，说明各实验组均符合产气规律。从表3 可以看出，单位VS 甲烷产量最高的仍为TS-12-2 实验组的339.59mL/gVS，说明该组的发酵效果是最好的，其TS 浓度及底物配比为本研究的最优解。在进料TS 质量分数为8%～12% 的实验组内，除了TS-8-2 实验组外，同一TS 浓度下含有RC 的实验组的甲烷累积VS 产气量均高于其余实验组，说明在这个浓度范围内RC的添加提高了系统C/N 比后对厌氧共发酵影响最大，这对指导沼气生产时共发酵的底物选择有重要意义。表4 为各实验组累积甲烷VS 产气量的差异显著性分析的值，从表中可以看到产气量最高的TS-12-2实验组相对于其他实验组差异均显著，同时分析了TS 质量分数为8%～12%时同一TS 浓度下各实验组含有水稻秸秆和不含水稻秸秆累积甲烷VS产气量的差异显著性，证实上述结论。

表4 各实验组累积甲烷VS产气量差异显著性分析P值

2.4 氨氮含量变化分析

厌氧发酵过程中氨氮浓度变化是评价发酵质量的重要参数，各实验组厌氧发酵过程中氨氮浓度变化如图4 所示。各实验组的氨氮浓度在1638.00～4523.00mg/L范围内变化。Liu 等研究发现，生活垃圾中温厌氧发酵的氨氮抑制浓度约为3900.00mg/L，从图4 可知，实验组TS-12-1、TS-15-1 和TS-15-3 实验组共计出现过4 次超过3900.00mg/L 的情况，其余实验组所测氨氮浓度均低于抑制浓度。结合各实验组产气情况和氨氮浓度变化情况，随着TS 质量分数从8%增加到12%，氨氮浓度上升，甲烷产量增加，可以判断实验组未出现氨氮抑制现象。这可能是由于在未达到氨氮抑制浓度时，氨氮浓度的增加为微生物快速生长提供营养，加速了有机酸的转化。同时高氨氮浓度大多出现在TS 浓度较高的实验组，这是由于随着TS 浓度的增加，发酵罐中有机物的含量增加，发酵系统中总氮的含量上升，最终表现为更高的氨氮浓度。结合甲烷产量变化，TS-15-2 和TS-15-3 实 验 组 较TS-12-2 和TS-12-3实验组甲烷产量降低，可能是因为这两种发酵底物组合下，发酵瓶内的氨氮浓度已经开始对发酵系统产生负面影响，这两组发酵过程中氨氮浓度峰值分别达到了3063.00mg/L和4523.00mg/L。

图4 氨氮浓度变化

2.5 pH、VFAs浓度变化分析

厌氧发酵在酸化阶段产生大量VFAs，随后被产甲烷菌利用生产甲烷。厌氧发酵过程中VFA 的浓度变化与水解、酸化和产甲烷阶段均有关联。各实验组发酵过程中VFAs浓度和pH的变化如图5所示。12 个实验组的pH 在消化的前7 天，各实验组的pH 均下降至7.00 以下，这是由于产甲烷菌活性还未完全激活，发酵系统中产生的VFAs 不能得到利用产生积累，导致pH 降低。然后随着产甲烷菌开始大量消化VFAs产生甲烷，系统pH开始回升并趋于稳定。在经过前10 天的波动后趋于稳定，保持在在7.50 上下小幅度波动。同时各实验组VFAs浓度在第7 天达到峰值，均超过10000.00mg/L，说明各实验组水解和酸化过程均顺利进行，开始产生大量VFAs 以供产甲烷菌利用。随后开始下降，在厌氧发酵实验结束时VFAs浓度最低为TS-10-12实验组，为1702.68mg/L，其他实验组较峰值均出现大幅度下降。结合各实验组产气情况良好、pH 波动后趋于稳定和氨氮浓度变化等结果，说明各实验组产甲烷菌都在正常工作，将发酵系统中的VFAs最终转换为甲烷，农村有机生活垃圾高浓度厌氧共发酵实验达到预期目的。

图5 VFAs浓度和pH变化

3 结论

（1）在本文所设置实验条件下，实验结果和模型拟合所确定的发酵底物为ROW和RC，生活垃圾与猪粪的挥发性固体质量比为1∶1，进料TS 质量分数为12%时厌氧发酵效果最佳，累计甲烷产量为339.59mL/g VS。

（2）厌氧共发酵底物为ROW和PM，生活垃圾与猪粪的挥发性固体质量比为1∶1，沼气和甲烷产量会随着TS 浓度的增加而增加，最高分别为372.70mL/g VS和257.38mL/g VS。

（3）当发酵底物为ROW和RC或者发酵底物为ROW、PM 和RC 时，进料TS 质量分数从8%增加到12%时，甲烷产量随之增加，最高分别为339.59mL/gVS、322.16mL/gVS。当进料TS 质量分数继续升高到15%时，二者产量均出现降低且均低于其他实验组， 分别为231.17mL/gVS、194.67mL/gVS。

（4）差异显著性分析显示在进料TS 质量分数为8%～12%，RC 的添加直接导致C/N 比升高，对厌氧共发酵有更大影响。