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餐厨垃圾是一种易于生物降解的有机废弃物，具有盐分高、油脂高、营养成分丰富等特点，但如果不及时进行处理，则易腐烂变质，造成严重的环境污染。近年来，随着我国城市化进程的不断加快，餐厨垃圾的产生量也迅速增加。据统计，我国每年的餐厨垃圾产量约为9 000万t[1]。针对数量庞大的餐厨垃圾，对其进行有效的处置越来越受到重视。目前餐厨垃圾的处理方式有好氧堆肥、填埋、焚烧、厌氧发酵和饲料化等，其中厌氧发酵以其能实现能源回收而被认为是处理餐厨垃圾的理想方式之一[2]。
氢气是厌氧发酵过程中的一种产物，作为一种新型能源，氢气有着燃烧热值高、无污染的特点。其燃烧的热值能够达到142.35 kJ·g−1[3]，在化石、化工和生物燃料中最高，且氢气燃烧后的产物是水，能够实现真正的零排放，不会产生对环境有害的污染物质，因此，利用餐厨垃圾厌氧发酵制取氢气不仅实现了污染物的处理，同时还实现了氢源的回收[4-5]。
在餐厨垃圾厌氧发酵产氢过程中，按反应体系TS含量的不同可分为湿式(TS≤10%)、半干式(10%＜TS＜20%)和干式(TS≥20%)3种[6-7]，干式发酵相比于其他2种方式具有能耗低、废液产生量少、废渣含水率低和运行成本小等优点[8]；但同时也存在一些不足，由于发酵在干式状态下进行，体系内的水分较少，流动性较差，较难混合均匀，这使得物质间的迁移和扩散会受到一定的限制。同时，在厌氧发酵产氢体系中，除了产氢菌之外还存在着如嗜氢型产甲烷菌、同型产乙酸菌、硫酸盐还原菌和硝酸盐还原菌等耗氢菌群[9]，这些耗氢菌的存在会降低系统的产氢效率。因此，有学者针对如何抑制耗氢菌活性，提高反应体系产氢性能展开了研究，但目前研究多集中于湿式发酵过程，有关干式发酵过程中的耗氢现象研究并不多见。有研究表明，对接种污泥进行热处理[10-11]或向反应体系内部投加2-溴乙烷磺酸钠（BES）能够有效抑制产甲烷菌的活性[12-13]，而对于其他耗氢菌的有效抑制方式尚不明确。李建政等[14-15]发现，氯仿（CHCl3）能够对同型产乙酸菌产生一定的抑制作用，且最佳投加量为0.1%(体积分数)。然而，HU等[16]发现氯仿不仅会对同型产乙酸菌产生抑制，而且还会对体系内的其他微生物活性产生影响。然而，上述研究结论均是在湿式发酵的条件下获得的，干式发酵下的耗氢菌抑制情况尚未明确。
本研究在干式发酵的条件下，分析不同含固率对餐厨垃圾干发酵体系产氢性能的影响，并研究氯仿添加对餐厨垃圾厌氧干发酵产氢体系的调控效果，以期获得最佳的氯仿添加浓度，为餐厨垃圾干式发酵提高产氢率提供理论依据，同时分析了反应过程中的底物降解与液相末端发酵产物浓度等变化情况。
1 材料与方法
1.1 接种物与底物
实验所用的餐厨垃圾取自江南大学第二食堂，收集的餐厨垃圾经人工分拣去除其中的骨头、纸、玻璃等后，进行破碎混匀，干化处理后备用。接种污泥取自无锡市甜丰食品加工厂的厌氧发酵罐，为厌氧颗粒污泥，实验前经热处理(120 °C，10 min)以抑制产甲烷菌的活性，热处理后在（37±1）°C下活化1周，作为产氢的接种污泥。餐厨垃圾与接种污泥的基本性质见表1。
表1 餐厨垃圾和接种污泥的参数
Table 1 Parameters of food wastesand the incolum
Table 1 Parameters of food wastesand the incolum
样品 | TS（湿重）/% | VS（湿重）/% | （VS/TS）/% | C/N | 碳水化合物（干重）/% | 蛋白质（干重）/% | COD（干重）/（g·g−1） | pH |
餐厨垃圾 | 22.73 | 20.89 | 91.9 | 14.72 | 42.13 | 22.16 | 1.21 | 6.63 |
接种污泥 | 12.2 | 9.5 | 77.87 | 9.14 | — | — | — | 7.25 |
1.2 实验装置
实验装置由反应瓶、气体收集装置和搅拌装置3部分组成。反应瓶体积为1 L，置于（37±1）°C的恒温水浴锅中，气体收集采用集气袋，搅拌装置采用GZ-120型悬臂式电动搅拌机。
1.3 实验方法
1.3.1 不同TS条件下餐厨垃圾干发酵产氢性能研究
实验设置4个不同的含固率组，TS分别为20%、22%、24%和30%，向反应瓶中加入TS比为3:1的餐厨垃圾和接种污泥，保持各组反应体系内总固体质量一致，充分混匀后进行厌氧发酵产氢实验，反应过程中采用间歇式搅拌，搅拌速率为60 r·min−1，发酵反应时间为6 d，每日取样进行相关指标分析。
1.3.2 氯仿对餐厨垃圾干发酵的调控研究
1.4 测试指标及方法
样品进行前处理，将样品与去离子水按1:10的比例混合，振荡，离心后取上清液进行指标测定，参照《城市污水厂污泥检测方法》（CJ/T221-2005）中的方法[17]；碳水化合物和蛋白质分别采用苯酚-硫酸法和Folin-酚法[18]进行测定；COD采用重铬酸钾法[19]测定，产气量采用排水法测定；TS、VS采用重量法[19]测定；pH采用pH计测定；C、N采用元素分析仪（德国elementar vario micro cube）进行测定。氢气含量采用日本岛津GC-2014气相色谱测定，采用热导检测器（TCD）及TDX-1色谱柱，柱温，进样口温度和检测器温度分别为100、180和180 °C，载气为氮气。液相末端发酵产物采用日本岛津GC-2010PLUS气相色谱仪测定，采用氢火焰离子化检测器（FID）及peg-20m色谱柱，柱温，进样口温度和检测器温度分别为70、250和250 °C，载气为氮气。
对1.3.1实验组反应后的样品进行DNA提取，按照MOBIO强力土壤DNA提取试剂盒（PowerSoil®DNA Isolation kit）的方法进行DNA提取，提取后的DNA进行测序，采用引物319F（ACTCCTACGGGAGGCAGCAG）和806R（GGACTACHVGGGTWTCTAAT）进行PCR扩增，扩增完成的PCR产物纯化后使用Illumina测序仪进行测序。
2 结果与分析
2.1 不同TS条件下餐厨垃圾干发酵产氢性能研究
2.1.1 不同TS条件下餐厨垃圾干发酵产氢情况
反应体系的TS含量是影响厌氧发酵产氢的一个重要因素，刘晓风等[20]在不同的TS条件下进行城市有机垃圾的厌氧干发酵处理时发现，TS含量对反应体系的产气量、底物降解量均有较大的影响。
由图1可知，各组的累积产氢量在反应的前1.5 d迅速提高，但随后出现一定的下降。不同TS条件下，餐厨垃圾干发酵产氢性能有较大的差别，其中TS 22%组累积产氢量最高，在反应进行到1.5 d时达到最大值 21.92 mL·g−1(TS)，其次依次是20%、24%和30%组，最大累积产氢量分别为17.63、10.39和7.68 mL·g−1(TS)。当体系TS含量从20%提高到22%时，最大累积产氢量也随之上升，而当TS含量进一步提高后累积产氢量却开始下降，表明在一定范围内提高含固率有利于干发酵体系产氢，这是由于较高的含固率为反应提供了更多的有机质，而当含固率超过一定范围后，将会严重影响到反应体系的传质与传热，导致反应进行缓慢。因此本实验的最佳TS含量为22%。TYAGI等[21]实验获得的最佳TS含量为20%，与本研究结果略有不同，这可能是由实验的反应条件、接种物来源不同而造成的。反应各组的峰值均在反应进行的1.5 d后出现，在达到峰值后，各组的累积产氢量均出现了一定的下降，这表明在达到峰值后反应体系的产氢能力逐渐减弱，耗氢速率开始超过产氢速率，表现出耗氢现象，而在反应进行3 d后累积产氢量逐渐趋于平稳，表明此时反应体系内产氢和耗氢均减弱，反应逐渐停止。
图1 TS对累积产氢量的影响
Fig. 1 Influence of TS on cumulative hydrogen yield
Fig. 1 Influence of TS on cumulative hydrogen yield
H=P·exp{−exp[RmeP(λ−t)+1]}
|
由表2可知，各组经修正的Gompertz方程拟合后的R2值均大于0.97，说明经修正的Gompertz方程能够较好地拟合餐厨垃圾干发酵产氢情况，反映其产氢特性。各组最大产氢量P值分别为17.26、21.38、9.48和7.08 mL·g−1(TS)，均与实际值较为接近，TS 22%组P值最高，分别是TS 20%组、TS 24%组和TS 30%组的1.24、2.26和3.02倍，说明当反应体系TS含量超过22%后，随着TS含量的上升，反应体系产氢能力逐渐下降。各组延迟期λ相差不大，均在0.27～0.29 d之间。从最大产氢速率Rm的拟合值可知，TS 22%组虽然最大产氢量(21.38 mL·g−1(TS))和拟合度(0.999)最高，但其最大产氢速率却不是最大，其值低于TS 20%和TS 24%组，这可能是由于在TS为22%条件下反应体系可以维持较长时间的产氢，产氢的波动相对较小。TS 30%组不论是累积产氢量还是最大产氢速率均是各组中最低的，说明在此条件下，反应体系的产氢性能较差。这可能有2个方面的原因：一是由于体系内水分含量较低导致微生物代谢活性减弱；二是体系含固率过高会导致严重的酸化现象，进而对反应体系产生抑制作用[24]。
表2 餐厨垃圾厌氧干发酵过程中的动力学参数
Table 2 Kinetic parameters in anaerobic dry fermentation from food wastes
Table 2 Kinetic parameters in anaerobic dry fermentation from food wastes
实验组别 | P/(mL· g−1) | Rm/(mL·(g·d)−1) | λ/d | R2 |
TS 20%组 | 17.26 | 63.36 | 0.277 | 0.998 |
TS 22%组 | 21.38 | 53.28 | 0.294 | 0.999 |
TS 24%组 | 9.48 | 64.32 | 0.278 | 0.983 |
TS 30%组 | 7.08 | 43.44 | 0.287 | 0.973 |
2.1.2 不同TS条件下餐厨垃圾干发酵产氢体系的微生物群落结构
图2为经过6 d反应后不同TS条件下餐厨垃圾干发酵产氢体系的微生物群落结构的组成情况。各组中均有超过70%的微生物属于Bacilli（芽孢杆菌）和Clostridia（梭状芽孢杆菌），能够产生芽孢，因此，污泥经过热处理后，能够产生芽孢的微生物可以生存下来，最终成为反应体系内的优势微生物。由图2可知，4组共有的优势微生物有Clostridium sensu stricto、Clostridiaceae unclassified、Clostridium XlVa和Clostridium XI，均属于Clostridia（梭状芽孢杆菌）。除此以外，TS 20%组中Bifidobacterium相对丰度达到16.1%，其余3组均未超过3%，且随着反应体系TS的升高，Bifidobacterium相对丰度不断降低，TS 30%组中Bifidobacterium相对丰度降至0%，说明Bifidobacterium不能在较高TS条件下生存。Lactobacillus在TS 20%组中相对丰度仅为0.4%，而在其余3组中相对丰度均超过13%，尤其在TS 22%组中其相对丰度高达74.4%，Lactobacillus随着反应体系TS的升高，呈现先增加后降低的趋势，说明最适宜其生长的TS为22%。
Lactobacillus（乳杆菌），属于Bacilli（芽孢杆菌），常存在于发酵的蔬菜、果汁中[25]，能够利用葡萄糖、麦芽糖、果糖等作为碳源物质[26]。据报道，Enterobacter,Bacillus和Clostridium的微生物可以产氢，赵丹[27]在餐厨垃圾制氢体系中分离出的产氢菌均属于乳酸杆菌属，说明在餐厨垃圾发酵产氢体系中，Lactobacillus的微生物能够产氢，TS 22%组中Lactobacillus相对丰度达到74.40%，远高于其余3组，与其产氢量最高的现象一致，说明Lactobacillus是该组的主要产氢菌。同时发现，TS20%组中Lactobacillus相对丰度仅为0.4%，说明其不是TS20%组的主要产氢菌，主要产氢菌可能是Clostridium的微生物。各组中的Clostridium微生物相对丰度分别为52.00%、16.90%、66.60%和79.30%，TS 22%组中由于Lactobacillus占据绝对优势地位，导致其他微生物相对丰度较低，在其余3组中，Clostridium微生物相对丰度呈现随TS提高而增加的趋势，说明Clostridium微生物能够较好地适应TS较高的情况。
然而，据报道，Clostridium也被认为是氧化氢气的同型产乙酸菌的代表种属[28]，因此，反应体系内可能会存在同型产乙酸菌这一耗氢菌。在餐厨垃圾厌氧发酵体系中，由于经过热处理，可排除产甲烷菌的影响，但其他耗氢菌可能主要有同型产乙酸菌、硫酸盐还原菌和硝酸盐还原菌等。而从微生物群落组成结构中没有发现硫酸盐还原菌及硝酸盐还原菌，因此可以认为同型产乙酸菌是本研究反应体系内的主要耗氢微生物。
图2 微生物群落结构
Fig. 2 Microbial community structure
Fig. 2 Microbial community structure
2.2 氯仿对餐厨垃圾干发酵的调控研究
2.2.1 添加氯仿后的产氢情况
从图3可以看出，对照组和0.05%氯仿组的累积产氢量明显高于其他2组，其中0.05%氯仿组的最大累积产氢量达到29.66 mL·g−1(TS)，其次依次是对照组、0.10%氯仿组和0.15%氯仿组，各组峰值分别为22.95、6.00和 5.70 mL·g−1(TS)。同时，相对于0.05%氯仿组，其余各组最大累积产氢量不仅较低而且出现的时间均滞后。这表明向餐厨垃圾厌氧干发酵体系内添加氯仿能够对耗氢现象起到一定的抑制作用，最佳的氯仿添加量为0.05%，这与金大为等[29]的研究结果较一致。实验同时发现，0.05%氯仿组的累积产氢量在达到峰值后开始出现明显的下降趋势，到反应结束时，累积产氢量降到21.57 mL·g−1(TS)，下降了27.28%，而不添加氯仿的对照组仅下降了18.21%，当氯仿添加量超过0.05%后，体系的最大累积产氢量均未达到对照组的30%，可见较高的氯仿添加量对整个反应体系产生了抑制。这是由于氯仿是一种广谱型抑制剂，添加后，在反应体系内的耗氢菌受到抑制的同时，也会对产氢微生物造成一定的抑制作用[13]。
图3 氯仿添加对产氢量的影响
Fig. 3 Influence of chloroform addition on hydrogen yield
Fig. 3 Influence of chloroform addition on hydrogen yield
2.2.2 反应过程中碳水化合物浓度变化情况
餐厨垃圾中的有机质主要包括碳水化合物、蛋白质和脂肪等。碳水化合物相对于蛋白质和脂肪更容易被微生物利用，因此在整个反应过程中碳水化合物会优先被利用[30-31]。
图4为餐厨垃圾厌氧干发酵产氢体系在添加氯仿后的碳水化合物浓度变化情况，各组在反应开始后体系内的碳水化合物浓度迅速下降，这是由于反应过程中碳水化合物会在微生物胞外酶的作用下分解为小分子有机物，再进一步转化为以挥发性脂肪酸为主的液相末端发酵产物[32]。反应进行到3 d后碳水化合物浓度变化逐渐趋于平缓，到反应结束时，添加0.05%氯仿组下降最为明显。各组的最终碳水化合物降解率分别为39.33%、43.07%、39.87%和30.06%。由此可知，累积产氢量最大的0.05%氯仿组，碳水化合物的降解率也最高，且当氯仿添加量超过0.05%后，体系的碳水化合物降解率随着氯仿添加量的增加而降低，这说明高浓度的氯仿对反应体系内的底物降解微生物产生了抑制作用，从而导致其产氢情况不佳。金大为等[29]在以葡萄糖为底物进行不同浓度氯仿对污泥产氢影响的研究中发现，氯仿浓度为0.05%时，获得最大的总糖降解率，与本研究的结果相似。
图4 反应体系碳水化合物浓度的变化
Fig. 4 Change of carbohydrate concentration in reaction system
Fig. 4 Change of carbohydrate concentration in reaction system
2.2.3 反应过程中蛋白质浓度变化情况
餐厨垃圾厌氧干发酵产氢体系的蛋白质浓度在反应过程中呈不断上升的趋势（图5）。由于碳水化合物是微生物优先利用的底物，使得蛋白质及其他有机物降解缓慢，当大分子不溶性物质被水解为小分子物质的速率大于其降解速率时，就会表现出体系内蛋白质浓度增加的趋势。最终各组蛋白质浓度分别为11.05、15.77、7.58和7.71 g·kg−1。其中0.05%氯仿组的浓度最大，是对照组的1.43倍，其余2组均低于对照组，由此可见，添加0.05%的氯仿能够促进反应体系中的大分子不溶性物质水解为可溶性的蛋白质，而当氯仿添加量超过0.05%后，由于微生物活性普遍受到抑制，导致反应体系内的水解效率降低，溶解性蛋白质浓度增加缓慢。
图5 反应体系蛋白质浓度的变化
Fig. 5 Change of protein concentration in the reaction system
Fig. 5 Change of protein concentration in the reaction system
2.2.4 反应过程中SCOD浓度变化情况
图6为反应体系的SCOD浓度变化情况。可知，在反应的第1天，SCOD浓度迅速提高，但缓慢波动后趋于平衡。这是由于在反应开始阶段，餐厨垃圾中的有机质被降解为小分子有机物，导致SCOD浓度在短时间内迅速增加。刘盛萍等[33]研究农贸市场废弃物干式厌氧消化时发现，在反应开始的前8 d，COD浓度会呈上升趋势，这与本研究变化趋势一致。反应结束后，各组SCOD浓度分别为64.33、93.14、58.82和71.47 g·kg−1，相比反应前分别提高了44.94%、109.84%、32.53%和61.02%。添加0.05%氯仿组SCOD浓度提高量最大，是对照组的1.45倍，与溶解性蛋白质浓度变化趋势一致，这说明添加0.05%氯仿可加速有机物的水解，对产氢具有促进作用。而添加0.15%氯仿组SCOD浓度增加率高于对照组，这可能是由于高浓度氯仿的添加对反应体系产生了整体抑制作用，导致大分子有机物被水解为可溶性有机物后不能被及时降解，从而使得SCOD产生累积。
图6 反应体系SCOD浓度的变化
Fig. 6 Change of SCOD concentration in reaction system
Fig. 6 Change of SCOD concentration in reaction system
2.2.5 反应体系内液相末端发酵产物变化情况
液相末端发酵产物在厌氧发酵产氢过程中能够反映系统内的代谢特征和微生物群落结构变化，不同的液相末端发酵产物组成也代表着系统内不同的发酵类型[34]。图7为反应体系内的乙酸、丙酸和丁酸及总液相末端发酵产物浓度的变化情况。由图7可知，各组的液相末端发酵产物主要是乙酸和丁酸，且各组乙酸和丁酸浓度之和均占总液相末端发酵产物的70%以上，符合丁酸型发酵的特征[35]，宋佳秀等[36]认为丁酸型发酵是产氢最有效的发酵类型之一。研究表明添加氯仿并没有改变反应体系的发酵类型。除了乙酸和丁酸外，反应过程中同时还有少量的乙醇、丙酸和戊酸产生。氢气产生的过程中总是伴随着有机酸的生成，图7表明对照组和0.05%氯仿组的乙酸和丁酸产生量及液相末端发酵产物总产量，都高于其他2组，这与反应过程中产气情况一致，即产氢性能最佳的0.05%氯仿组液相末端发酵产物的各组分产量及总产量也均为最大，其乙酸、丁酸及总液相末端发酵产物最终浓度分别达到5.75、6.87和17.90 g·kg−1，分别是对照组的1.14、1.11和1.14倍。因此，添加0.05%的氯仿对液相末端发酵产物的产生有促进作用。
研究同时发现，氯仿添加量为0.10%和0.15%时，乙酸浓度在反应进行1 d后开始出现明显的下降趋势，这种趋势说明反应体系内的底物降解受到了抑制[37]，这与其碳水化合物降解率低和出现SCOD累积现象一致。然而，各组体系内最终的丁酸浓度均在6.2~6.9 g·kg−1之间，表明丁酸的产生并未因氯仿的添加而产生明显的差异性，由此推断向餐厨垃圾干发酵产氢体系添加氯仿主要可能是对产乙酸的微生物产生了抑制作用。
图7 反应体系液相末端发酵产物浓度的变化
Fig. 7 Change of liquid fermentation producs in reaction system
Fig. 7 Change of liquid fermentation producs in reaction system
3 结论
1）反应体系含固率对餐厨垃圾干发酵产氢具有显著的影响。TS 22%组在反应进行1.5 d获得最大累积产氢量21.92 mL·g−1(TS)。本实验的餐厨垃圾干发酵产氢体系，最适宜的含固率为22%。TS 22%组中Lactobacillus相对丰度达到74.4%，远高于其余3组，与其产氢量最高的现象一致，说明Lactobacillus是该组的主要产氢菌属。
2）添加氯仿对餐厨垃圾干发酵产氢具有影响，其中添加0.05%的氯仿能够提高反应体系的累积产氢量，最大累积产氢量达到29.66 mL·g−1(TS)，是对照组的1.29倍。当氯仿添加量超过0.05%后，会对产氢产生抑制作用，累积产氢量下降。因此，最佳的氯仿添加量为0.05%。
3）在餐厨垃圾干发酵产氢体系中优先被利用的底物是碳水化合物，氯仿添加量为0.05%时，碳水化合物的降解率最高，达到43.07%。蛋白质及SCOD浓度表现出增加的趋势。餐厨垃圾干发酵产氢过程属于丁酸型发酵，主要的液相末端发酵产物为乙酸和丁酸，氯仿添加量为0.05%时，乙酸、丁酸和总液相末端发酵产物浓度均最高。
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