城市生活垃圾和农业垃圾是我国固体废弃物的主要组成部分.据统计，餐厨垃圾约占城市生活垃圾的37%~62%，年产量超过6 000万t^{[1, 2]}；农作物秸秆作为最主要的农业垃圾，年产量达8亿t以上^[3].两种垃圾均含有较高有机质成分，其资源化回收利用逐渐受到重视.采用厌氧消化技术处理固体废物可以实现餐厨垃圾与农作物秸秆的资源化利用，减少污染的同时生产沼气作为能源，已被证明是绿色有效的处理手段.

目前，已有较多的研究者对餐厨垃圾与农作物秸秆单独厌氧消化过程进行研究，结果表明，餐厨垃圾单独厌氧消化易导致挥发性脂肪酸(VFA)与氨氮(TAN)的积累，产甲烷菌活性受抑制，系统难以稳定高效运行^{[4, 5]}；农作物秸秆含有大量木质纤维素，结构复杂，不易在厌氧条件下被酶和微生物降解^[6]，秸秆直接进行厌氧消化的结果不理想.如果将餐厨垃圾与秸秆以一定比例混合，进行混合厌氧消化，将有利于反应体系的营养均衡，调节物料碳氮比(C/N)达到适宜厌氧消化的范围20~30，从而提高系统稳定性，实现较高的产甲烷潜力与物料降解率^{[7, 8]}. Yong等^[5]、周祺等^[9]、蒋滔等^[10]利用餐厨垃圾与小麦秸秆或玉米秸秆进行35℃序批式混合厌氧消化试验，结果表明两种物料混合厌氧消化可明显提高甲烷产量.

温度是影响厌氧消化过程的重要因素之一，通常厌氧微生物的最适温度在中温35~38℃，高温55~60℃两个范围内^[11].有研究表明^{[12, 13]}，高温厌氧消化有利于提升产甲烷能力，杀灭病原微生物^[14]，但同时高温厌氧消化比中温需要更多的能量输入来维持运行条件，高温厌氧微生物对环境变化更敏感，反应体系难以稳定运行^{[15, 16]}.

现有的研究^{[17, 18]}通常集中于多种物料的中温混合消化，主要关注了混合比例对甲烷(沼气)产率、容积产气率、VFA、氨氮等^[19]运行参数的影响，而对中温与高温条件下餐厨垃圾与秸秆混合厌氧消化过程的碳流向以及木质纤维素降解情况的对比研究关注较少.

本文利用中温和高温序批式厌氧消化反应器处理不同比例的餐厨垃圾-秸秆混合物料，分析了两种温度条件下不同比例餐厨垃圾-秸秆混合厌氧消化过程的碳流向、木质纤维素降解情况以及微生物群落结构特征.

试验所用餐厨垃圾取自北京某大学食堂，其主要成分为米饭、肉类、豆腐、蔬菜、油脂等，人工除去其中的骨头、塑料、纸张等杂质后用破碎机(JYS-A800) 将其破碎至浆状.餐厨垃圾总固体(TS)含量为(25.94±1.12)%，挥发性固体含量为(24.59±0.84)%.小麦秸秆取自北方某农田，预处理采用粉碎机(久品中药粉碎机，JP-500C-8) 粉碎后过20目筛，TS为(95.94±0.89)%，VS为(94.91±0.12)%.两种物料的主要性质见表 1.

表 1 (Table 1)

表 1 两种物料的主要性质 Table 1 Main properties of materials

表 1 两种物料的主要性质 Table 1 Main properties of materials

中温接种污泥取自某淀粉废水厌氧消化罐，高温接种污泥取自某市政污泥处理厂高温厌氧罐，接种污泥的主要性质见表 2.

表 2 (Table 2)

表 2 接种污泥的主要性质 Table 2 Main properties of sludge

表 2 接种污泥的主要性质 Table 2 Main properties of sludge

采用AMPTS Ⅱ全自动甲烷潜力测试系统进行试验研究.两种温度条件下分别设有6组序批式厌氧反应器M1~M6，每组设2个平行.反应器总容积为500 mL，接种后体积为400 mL，反应温度通过恒温水浴锅分别控制在(35±1)℃和(55±1)℃.系统进行自动搅拌，转速为60 r·min^-1，以转动/停止为5 min/5 min的方式交替运行.系统采用排水法自动记录每日产甲烷量与产甲烷速率.

各反应器以3kg·m^-3为进料VS浓度，根据进料浓度确定餐厨垃圾和秸秆进料质量，加水定容至20 mL形成进料混合液，以保证进料混合液TS基本一致. M1~M5基于餐厨垃圾与秸秆混合质量比(VS_FW: VS_WS)分别为10:0、9:1、8:2、5:5和0:10，M6为空白对照(仅加入接种污泥)，反应器连续运行30 d.

TS采用烘干法(105℃)测定；VS使用马弗炉(600℃)测定；pH值采用pH计测量(PHS-3C)；C、H、O、N元素质量分数采用元素分析仪(SENSE, EDX-1050) 测量；纤维素、半纤维素、木质素采用纤维素测定仪(济南盛泰仪器有限公司，ST116) 测量；蛋白质和脂肪按照国标方法GB/T 5009(北京慧龙环科环境仪器有限公司，SZF-068；上海旦鼎国际贸易有限公司，GDYN-200S)测量；化学需氧量(COD)采用快速消解分光光度法(兰州连华环保科技有限公司，5B-1B)测量；餐厨垃圾、秸秆及消化液(干基)的总有机碳(TOC)采用总有机碳分析仪(岛津，TOC-L)测量.

微生物测序试验通过Illumina MiSeq测序平台完成，16S rRNA基因测序针对细菌所用引物为平台的V3-V4通用引物341F和806R，针对古菌所用的引物为平台V3-V4通用引物349F和806R，针对真菌的ITS测序所用引物为平台的ITS1-2通用引物.

反应器木质纤维素降解率的计算公式如下(以纤维素为例，半纤维素、木质素以及总木质纤维素的计算与此类同)：

纤维素降解率= (进料餐厨干重×餐厨纤维素质量分数+进料秸秆干重×秸秆纤维素质量分数+接种污泥干重×污泥纤维素质量分数-消化液干重×消化液纤维素质量分数)/ (进料餐厨干重×餐厨纤维素质量分数+进料秸秆干重×秸秆纤维素质量分数+接种污泥干重×污泥纤维素质量分数)×100%

接种污泥经过充足时间的饥饿处理，空白对照组(仅有接种污泥)反应器在30 d的试验过程中，中温试验组累积甲烷产量为1.0 mL，高温试验组累积甲烷产量为1.6 mL.将每组两个平行反应的产气平均值扣除空白对照组产气作为该组的实际单位VS甲烷产量(MPY)，结果如图 1(a)和1(b)所示.采用修正的冈珀茨(Gompertz)模型[式(1)]^[10]预测厌氧消化累积产气，使用Origin 9.0进行模型模拟，模拟曲线如图 1(c), 1(d).

图 1

Fig. 1

图 1 MPY累积曲线 Fig. 1 Cumulative curves of MPY

(1)

式中，M_t为t时刻MPY预测值，mL·g^-1；M_max为最终累积MPY预测值，mL·g^-1；R_max为单位VS最大产甲烷速率，mL·(g·d)^-1；λ为延滞期；t为试验持续时间，d.

中温条件下，物料比为9:1时，最大累积MPY为272.0 mL·g^-1，明显高于其他组的结果；高温条件下，随秸秆添加量增加，累积MPY不断提高，物料比为5:5时达到峰值402.3 mL·g^-1.

将两物料单独厌氧消化MPY按混合比例加权平均，并与混合物料的实际MPY相比较，可得出混合消化是否可以提升产甲烷能力.如中温条件下，两物料单独厌氧消化最大累积MPY按9:1加权平均值为187.3 mL·g^-1，仅为两物料9:1混合消化最大累积MPY的68.9%.高温条件下情况相同.这说明餐厨垃圾与小麦秸秆共消化过程存在协同作用，提升了物料的产甲烷能力.

模型模拟参数见表 3.中温条件下，两物料的混合厌氧消化与单独厌氧消化相比，可有效缩短延滞期，随秸秆的增加而明显下降.高温条件下，两种物料混合厌氧消化对延滞期无明显影响.秸秆单独消化的反应延滞期在高温条件下更短，说明高温可有效促进秸秆水解.

表 3 (Table 3)

表 3 Gompertz模型模拟结果 Table 3 Simulation results by Gompertz model

表 3 Gompertz模型模拟结果 Table 3 Simulation results by Gompertz model

中温和高温条件下餐厨垃圾与秸秆混合厌氧消化，可能会对物料中碳的流向产生影响.本节重点关注物料中的碳流向甲烷所占比例η_CH4，按式(2) 计算：

(2)

式中，m_CH4-C表示反应器产生的甲烷中所含碳的质量；m_{TOC, 反应前}表示反应前体系有机碳质量，m_{TOC, 消化液}表示反应后体系有机碳质量，二者差值表示反应器所降解的有机碳质量.由此，可计算得两种温度下各组反应器的η_CH4，结果如图 2所示.可知，高温厌氧消化η_CH4明显高于中温厌氧消化，以餐厨垃圾-秸秆5:5试验组为例，η_CH4在高温条件下超过50%，而在中温条件下不足35%.

图 2

Fig. 2

图 2 中温和高温条件下各组反应流向甲烷碳占比 Fig. 2 Rate of carbon transfer to methane in mesophilic and thermophilic reactors

同时还发现，两种物料的混合厌氧消化可提高η_CH4. 图 2中空心圆为两种物料单独消化的η_CH4按混合比加权平均计算值，实心圆表示的是两种物料在不同混合比例下的实际η_CH4.可见，在两种温度条件下，混合厌氧消化的各组试验的实际η_CH4较计算值均有提高，而且高温下η_CH4的提高更为明显.

根据餐厨垃圾和秸秆的C、H、O、N质量分数(见表 1)，可计算得出本文中餐厨垃圾与秸秆的分子式分别为CH_1.74O_0.54N_0.06和CH_1.60O_0.65N_0.02.以中温及高温秸秆单独厌氧消化(0:10) 为例，如果忽略微生物合成所消耗的碳，可列出秸秆产甲烷的化学方程式如下：

(3)

由式(3) 计算出的秸秆厌氧消化的理论η_CH4为53.0%，而中温及高温条件下实际η_CH4分别为39.3%和44.8%，与理论值存在偏差.导致实际与理论η_CH4出现偏差的原因主要有：

(1) 用于微生物合成消耗的有机碳对甲烷产量的影响

1 mol CH_1.60O_0.65N_0.02的COD为，分解单位COD理论产甲烷量(标态)为：

(4)

考虑到厌氧菌(试验分子式C₅H₉NO₃^[20])合成的实际甲烷产量为：

(5)

1.22是以厌氧菌(C₅H₉NO₃)计算的1 g有机质折算系数，ΔCOD是COD去除量，ΔX是厌氧菌增量，ΔX=Y×ΔCOD，Y为反应体系内所有微生物增值速率，假设中温及高温条件下Y相等，均为0.10 mg·mg^-1(以VSS/ΔCOD计)^[21].计算得，中温及高温考虑微生物合成的甲烷产量分别为282.2 mL和386.2mL.即考虑厌氧微生物的合成后，秸秆的中温及高温厌氧消化的η_CH4均为46.6%.

(2) 甲烷气体在水中溶解度对甲烷产量的影响

在气体分压为101.325 kPa时，35℃及55℃下甲烷气体在水中的吸收系数α(以CH₄/H₂O计)分别为2.57 mL·(100 mL)^-1和2.04 mL·(100 mL)^-1.则实际产甲烷量G₂可按[式(6)]计算：

(6)

式中V_H2O为反应器基质中水的体积，近似为400 mL.经计算，中温及高温实际产气分别为271.91 mL和378.07mL.即考虑甲烷溶解度影响因素后，中温及高温处理单位秸秆的η_CH4分别为44.8%和45.6%.

此外，影响实际气体收集体积的其他误差包括气体收集过程中的泄漏、排水法计数过程中的甲烷溶解及仪器误差等.通过以上计算数据与实际甲烷收集数据推算得出，中温反应器其他误差约23 mL，高温反应器其他误差约10 mL.

由以上计算，得出中温和高温下秸秆单独厌氧消化的碳流向如图 3所示.从中可见，中温与高温下，秸秆中分别有26.4%和35.2%的有机碳流向甲烷并被收集，高温下物料降解率和流向甲烷的碳比例明显大于中温.对其他混合比例试验组做相同计算，均能得到类似结论.同时，碳流向情况随两物料的混合比例变化而发生变化，有机碳流向甲烷并被收集的比例最大的是中温餐厨垃圾-秸秆9:1试验组和高温餐厨垃圾-秸秆5:5试验组，与2.1节中的产气结果一致.

图 3

Fig. 3

图 3 中温和高温下秸秆单独厌氧消化的碳流向 Fig. 3 Carbon flow of mesophilic and thermophilic anaerobic digestion of straw

中、高温各组木质纤维素降解情况如图 4和图 5所示，木质纤维素总降解率随秸秆增加呈先升后降趋势，浮动范围分别为12.6%~42.2%和34.7%~45.8%.中温条件下，物料混合比例为9:1时，木质纤维素降解率达到最大，为42.2%；高温条件下，物料混合比例为8:2及5:5时，木质纤维素降解率达到最大，为45.8%.

图 4

Fig. 4

图 4 中温和高温下木质纤维素总降解率 Fig. 4 Degradation of lignocellulose in mesophilic and thermophilic reactors

图 5

Fig. 5

图 5 中温和高温下纤维素、半纤维素及木质素降解情况 Fig. 5 Degradation of cellulose, hemicellulose and lignin in mesophilic and thermophilic reactors

高温下木质纤维素的总降解率均高于中温，其中纤维素和半纤维素降解率在秸秆添加量较大时优势明显.高温下木质素的降解率高于中温，最大降解率达25.1%.

物理粉碎预处理可在一定程度上破坏天然纤维素的结构，降低其结晶度，使木质素更易于被微生物降解^{[22, 23]}.高温条件下木质纤维素降解率更高的可能原因有：① 高温促进氢氧根与秸秆发生碱解和氨解反应，破坏联结木质素与多糖之间的酯键，提高秸秆的消化率^[3]；② 木质素是由苯丙烷结构单元构成的具有三维空间结构的天然高分子化合物^[24]，结构单元有一小部分以游离酚羟基形式存在.中温条件下乙酸积累量也较高，乙酸可与部分游离酚羟基发生反应生成酯，降低了其亲水性和生物可降解性.此外，可能的原因是中、高温下的微生物的种群结构的不同.

为从微生物角度探究两种温度下木质纤维素降解率产生差异的原因，选取中温和高温秸秆单独降解(0:10) 试验组为研究对象，利用高通量测序技术检测细菌与古菌的16S rRNA基因序列信息和真菌的内转录间隔(ITS)序列信息.共检测到了56个门类的细菌(40)、古菌(10) 和真菌(6).其中相对丰度较大的细菌和古菌门类主要有：厚壁菌门Firmicutes、变形菌门Proteobacteria、绿弯菌门Chloroflexi、放线菌门Actinobacteria、互养菌门Synergistetes、拟杆菌门Bacteroidetes及广古菌门Euryarchaeota.两种温度的厌氧体系中真菌主要有子囊菌门Asocomycota和担子菌门Basidiomycota等.中温及高温下未确定分类的真菌分别占10.3%和87.9%，说明高温厌氧消化体系中还有相当一部分分类和功能未知的真菌有待研究.中温和高温条件下细菌、古菌和真菌的物种重合度情况见图 6.中温和高温条件的细菌、古菌和真菌的重合度均很低.

图 6

Fig. 6

非重叠区域数字表示特有序列集合(OTU)数量及占比, 重叠区域数字表示共有(OTU)数量及占比 图 6 中温和高温条件下微生物物种重合度 Fig. 6 Coincidence degree of microbial species in mesophilic and thermophilic reactors

中温和高温条件下细菌分类组成热图(门水平)如图 7所示.两种温度下厚壁门菌Firmicutes和绿弯门菌Chloroflexi丰度差别显著，高温下厚壁菌丰度达到68.2%，是体系中主要优势菌种，而中温下厚壁菌仅占11.9%.中温下绿弯菌占比22.6%，明显超过高温.

图 7

Fig. 7

图 7 中温和高温厌氧消化体系细菌分类(门水平)热图 Fig. 7 Heatmap of bacteria(phylum) in mesophilic and thermophilic reactors

中温及高温厌氧消化体系中检出的降解木质纤维素的细菌主要有^[25]Clostridium thermocellum、Clostridium stercorarium、Cellulosibacter、Pseudomonas、Cellulosilyticum；放线菌主要有Acidothermus.降解木质纤维素的真菌主要有Penicillium、Trichoderma、Chaetomium、Rhizopogon、Acremonium. 图 8展示了中温和高温体系中木质纤维素降解微生物分布和丰度.高温体系中具有木质纤维素降解功能的细菌和放线菌数量明显高于中温，中温体系中纤维素降解真菌数量占优势，但总体丰度低.检出的几种霉菌耐热性差，高温下易死亡，且水生性差，在厌氧污水处理体系中繁殖速度低于细菌^[26].由于木质纤维素降解细菌和放线菌的明显优势，高温体系的木质纤维素总降解率高于中温.

图 8

Fig. 8

图 8 中温和高温厌氧消化体系木质纤维素降解微生物分类组成 Fig. 8 Classification and composition of lignocelluloses degradation microorganisms in mesophilic and thermophilic reactors

对其他试验组进行微生物测序，微生物分类组成随物料混合比例的变化而变化，但基本结果相同，高温下各混合比例试验组的木质纤维素降解细菌和放线菌丰度远高于中温.这从微生物的层面上解释了高温下木质纤维素总降解率更高的原因.

(1) 中温和高温条件下，餐厨垃圾与秸秆混合厌氧消化提升物料产甲烷能力，单位VS累积产甲烷峰值分别为272.0 mL·g^-1和402.3 mL·g^-1，分别出现在物料VS比9:1(C/N=20.03) 和5:5(C/N=28.99).

(2) 与中温厌氧消化相比，高温条件下物料降解率以及物料中碳流向甲烷的比例均显著提高；且餐厨与秸秆两种物料的混合厌氧消化对η_CH4具有提升作用，高温下的提升更明显.

(3) 高温下木质纤维素总降解率在为34.7%~45.8%，高于中温下的12.6%~42.2%.高温和物料混合厌氧消化均能提高物料中木质纤维素总降解率，主要体现在半纤维素和木质素的降解上，纤维素降解在秸秆添加量较大时差异明显.

(4) 中温和高温厌氧体系微生物组成差别明显，重合度极低；高温体系中具有纤维素降解功能的细菌和放线菌数量明显高于中温，中温体系中纤维素降解真菌数量占优势，但总体丰度较低.