根据相关报道，我国农村生活垃圾产量约为3亿t·a^-1，并且该数据正以每年8%~10%的速度不断增长^[1-2]。大量的农村生活垃圾的产生，污染了生活环境，影响农产品的质量安全，甚至对村民身体健康造成严重的影响^[3]。

目前我国农村生活垃圾处理模式与城市生活垃圾处理模式类似，主要采用集中收集、转运、填埋的方式进行处理^[4]。但是农村生活垃圾分布相对分散，在集中处理过程中过多耗费人力、物力、财力。因此农村生活垃圾处理模式应当与城市生活垃圾集中处理模式有所区别。采用厌氧发酵处理农村生活垃圾，装置简易、操作简单且在产生沼气并带来直接经济利益的同时，又可以杀灭生活垃圾中部分病原体^[5]，减少了对环境的危害，与填埋处理相比更适宜于处理农村生活垃圾。

虽然厌氧发酵优势明显且农村生活垃圾中包含有纤维类、蛋白类和脂肪类等丰富的有机物质适宜发酵，但根据冯磊等^[6]的研究，在厌氧发酵实验中由于淀粉、纤维素、蛋白质溶解性及水解速率不同导致这3种物质的产气延滞期存在显著差异，分别为0、6.24、8.72 d。因此针对农村生活垃圾厌氧发酵，碳元素的主要来源（淀粉、植物纤维）和氮元素的主要来源（蛋白质）由于溶解性及水解速率不同很可能在厌氧发酵初期导致C/N失衡，从而使厌氧发酵产气延滞期增长，甚至导致酸化现象。

为了解决上述问题，本研究拟通过采用不同的接种率（0.3、0.5、1.0）和添加不同浓度溶解性较好的尿素（1%、3%、5%），期望得出适宜的接种率及尿素添加量以缩短厌氧发酵产气延滞期、防止酸化现象产生，并为农村生活垃圾厌氧发酵研究提供相关理论依据。

农村生活垃圾采自成都市公兴镇周边农村的3个垃圾收集点，每个采样点采集500 g，将收集好的农村生活垃圾进行分类并称重，其中菜叶、果皮、餐厨垃圾、废纸分别占原料总重量的64.7%、20.4%、14.3%、0.6%。接种物采集自农业部沼气科学研究所实验基地。原料及接种物特性见表 1。

表 1　农村生活垃圾及接种物特性 Table 1　Characteristics of rural domestic wastes and inoculum

表选项

采用批式实验，实验因素一为接种率（接种率=接种物干重/原料干重），选择0.3、0.5、1.0三个水平；实验因素二为尿素添加量，选择添加原料总重（干基）的1%、3%、5%三个水平，共计9个实验组，每组实验设置一个平行，通过添加蒸馏水将发酵初始总固体（TS）浓度控制在5.8%。在中温（35±1 ℃）条件下厌氧发酵，发酵总时间为70 d，采用500 mL发酵瓶作为反应容器，有效发酵体积为400 mL，每日将发酵瓶摇动2次每次摇动5 min，发酵装置见图 1。实验所用原料及接种物配比见表 2。

1.恒温培养箱；2.发酵瓶；3.集气瓶；4.量筒；5.气体采样口；6.液体采样口 图 1 实验装置 Figure 1　Experimental device for anaerobic digestion

图选项

表 2　原料及接种物配比 Table 2　The ratio of raw materials and inoculum

表选项

日产气量采用排水集气法每日收集并记录体积；甲烷体积分数、二氧化碳体积分数测定通过气相色谱法，仪器型号为：岛津公司生产的GC-2010型气相色谱，色谱条件为：60 m Parapak-QX色谱柱，柱箱温度：50 ℃，进样器温度150 ℃，检测器温度：200 ℃；挥发性脂肪酸（VFA）含量测定采用气相色谱法，仪器型号为：上海精密科学仪器制造有限公司生产的GC112A型气相色谱，色谱条件为：1.5 m GDX103+5%磷酸色谱柱，柱温160 ℃，进样器温度210 ℃，检测器温度230 ℃。

实验中原料产气率采用Gompertz模型（式（1））进行拟合^[7]。模型中B代表原料产气率，t代表时间，B₀代表最高原料产气率，μ代表最高产甲烷速率，λ代表产甲烷延滞期。该模型在厌氧发酵处理废弃物领域应用广泛，拟合效果较好。

(1)

图 2为各处理组在70 d内累计甲烷产量。处理组1~5在70 d内只有少量甲烷产生，而处理组6~9在70 d的甲烷产量明显高于1~5组。该现象说明：处理组1~5的接种率和尿素添加量不能使厌氧发酵正常进行，而处理组6~9的接种率和尿素添加量可以保证厌氧发酵正常进行。根据Kawai等^[8]的研究，当接种率较低的情况下厌氧发酵就有酸化的风险，从而导致发酵失败。根据段娜等^[9]的研究，可以向厌氧发酵体系中添加尿素，有助于防止系统出现酸化。因此，在本实验中，接种率和尿素添加量的选择对厌氧发酵能否正常进行非常重要。

图 2 各处理厌氧发酵过程累积甲烷产量 Figure 2　Cumulative methane production for different treatments during anaerobic digestion

图选项

从图 2中还可以看出，处理组6、7、8、9在厌氧发酵初期分别经历了16、26、12、7 d的产甲烷停滞期，且处理组6、8、9的产气高峰出现在第25 d左右。房明等^[10]在以餐厨垃圾为原料进行厌氧发酵的实验中，也证实了提高接种率可以缩短产甲烷停滞期。而根据段娜等^[9]的研究，通过添加尿素可以使厌氧发酵产气高峰提前，与本实验的结论吻合。因此，为了达到最短的产甲烷停滞期可以选择接种率为1，尿素添加量为5%的组合。

从图 2还可以看出，处理组6、7、8、9的累计甲烷产量分别为0.38、0.36、0.44、0.41 L·g^-1 TS。根据Liu等^[11]针对不同接种率对厌氧发酵的影响表明，接种率直接影响甲烷产量，在一定条件下，接种物添加量越大，甲烷产量越高。根据孙宇等^[12]的研究，厌氧发酵过程中，甲烷产量随着尿素添加量的增加呈先增高后降低的趋势，与本实验现象相符。因此在本实验中，处理组8中接种率为1.0尿素添加量为3%的甲烷产量最高，效果最好。

图 3为各处理组70 d内甲烷体积分数变化规律。可以看出，处理组1~5由于接种率和尿素添加量不适用于厌氧发酵，导致在70 d甲烷含量偏低；处理组6~9由于接种率和尿素添加量合理，因此在第40 d后甲烷含量均达到了70%左右。同时，在处理组6~9中，处理组9甲烷体积分数达到70%所用时间最短，大约需要20 d；处理组7甲烷含量达到70%所用时间最长，大约需要41 d，说明在相同的接种率下（处理组7、8、9），尿素添加量越大，发酵初期甲烷浓度上升速度越快。同时，处理组6甲烷含量达到70%所用时间大约需要24 d，说明在相同尿素添加量下（处理组6和处理组9），接种率越大，发酵初期甲烷浓度上升速度越快。根据杜静等^[13]的研究，通过加大接种率可以有效地提高甲烷浓度增长速率，该结论与本实验相吻合。

图 3 各处理厌氧发酵过程中甲烷体积分数的变化 Figure 3　Variation of methane concentration for different treatments during anaerobic digestion

图选项

结合图 2和图 3的实验现象，接种率和尿素添加量均对甲烷产量、产气延滞期、甲烷含量有显著影响。因此，农村生活垃圾厌氧发酵的接种率应该选择在1.0左右，尿素添加量应该选择在3%~5%为宜。

在厌氧发酵三阶段理论^[14]中，产酸细菌利用小分子的有机物产生挥发性脂肪酸，之后产甲烷菌以挥发性脂肪酸为原料，产生甲烷和二氧化碳。因此，挥发性脂肪酸含量在厌氧发酵中是一个重要测试指标，其降解速率的快慢，可以间接表示产甲烷菌的活性强弱。

图 4为各处理组乙酸含量的变化规律。可以看出，处理组1~5随着时间的增加，乙酸浓度呈逐渐升高的趋势，到第70 d乙酸浓度分别为11 685.1、10 849.4、12 393.1、10 369.2、11 485.1 mg·L^-1。结合前文甲烷产量的实验现象说明，在接种率为0.3的条件下，添加尿素1%~5%和在接种率为0.5的条件下，添加尿素1%均不能使厌氧发酵正常进行，且导致发酵系统出现乙酸累积。处理组6~9随着时间的增加呈先升高后降低的趋势，到第70 d乙酸浓度分别为221.3、421.2、98.2、0 mg·L^-1。该现象说明，在相同的尿素添加量下（处理组6与处理组9），接种率越高越有利于乙酸的降解。Raposo等^[15]的研究也表明，接种率越高，厌氧发酵系统越稳定，发酵液中挥发性脂肪酸的浓度越低。在相同的接种率下（处理组7、8、9），尿素添加量越高越有利于乙酸的降解，这与Niu等^[16]的研究结果吻合。

图 4 各处理厌氧发酵过程中乙酸含量的变化 Figure 4　Variation of acetic acid concentration for different treatments during anaerobic digestion

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图 5为各处理组丙酸含量变化规律。可以看出，处理组1~5丙酸含量随时间增加而增加，到第70 d丙酸浓度分别为801.1、968.1、849.1、918.1、793.1 mg·L^-1，出现了不同程度的丙酸累积；处理组6~9丙酸含量随时间增加呈先升高后降低的趋势，到第70 d丙酸浓度分别为451.3、98.3、0、0 mg·L^-1。根据余燚等^[17]的研究，丙酸对厌氧发酵有抑制作用，半抑制浓度（IC50）为2 490 mg·L^-1。本实验中，丙酸含量均未达到抑制浓度，因此丙酸不是影响本实验的主要因素。

图 5 各处理厌氧发酵过程中丙酸含量的变化 Figure 5　Variation of propionic acid concentration for different treatments during anaerobic digestion

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图 6为各处理组丁酸含量变化规律。可以看出，各个处理组丁酸含量在0~10 d期间快速升高，到第11 d各处理组的丁酸含量分别为8 009.0、6 749.4、7 702.0、6 622.9、6 478.1、7 025.1、6 913.4、6 657.9、6 172.5 mg·L^-1。结合图 4和图 5可以发现，在本实验中农村生活垃圾产生的挥发性脂肪酸主要以乙酸和丁酸为主，所以本实验的发酵类型是丁酸型发酵，王凯楠^[18]对生活垃圾厌氧发酵的研究也证实了该类发酵主要以丁酸型发酵为主。第11 d后处理组1~5丁酸含量仍缓慢增加，到第70 d丁酸含量分别为8 342.2、7 823.2、8 123.28、7 927.3、7 128.2 mg·L^-1，出现了丁酸累积的现象；第11 d后处理组6~9丁酸含量快速下降，到第70 d丁酸含量分别为1.029 1、0、0、0 mg·L^-1，未出现丁酸累积现象，该现象说明处理组6~9丁酸代谢正常，产甲烷菌活动没有受到抑制。综上，在农村生活垃圾厌氧发酵的过程中，接种率和尿素添加量对挥发性脂肪酸代谢有显著影响。其中，接种率为1.0、尿素添加量为3%~5%之间均可以保证挥发性脂肪酸正常代谢。

图 6 各处理厌氧发酵过程中丁酸含量的变化 Figure 6　Variation of butyric acid concentration for different treatments during anaerobic digestion

图选项

表 3为Gompertz动力学模型对累积甲烷产量的拟合结果。处理组1~5由于在70 d甲烷产量较少，累积产甲烷曲线并不完全符合S形曲线的变化规律，其中处理组5的R²=0.93 < 0.95，因此Gompertz动力学模型对处理组1~5的累积产甲烷曲线拟合结果并不好；处理组6~9的R2均为0.99，说明拟合结果良好，与Pan等^[19]的研究结果相似，证实Gompertz动力学模型能够表示处理组6~9在70 d内的累积产甲烷曲线变化规律；处理组8的预测累积甲烷产量（B₀=0.427 L·g^-1 TS）为各处理中最高，且该值与实际累积甲烷产量（0.44 L·g^-1 TS）接近，与王艳芹等^[20]以农村生活垃圾为原料进行厌氧发酵所得到的原料产气率为0.278 9 L·g^-1 TS相比，处理组8的原料产气率优于这一结果。处理组6的最大产甲烷速率（μ=1.72×10^-3 L·g^-1 TS·d^-1）为各处理组最高，该结果与处理组9结果相比，出现了接种率小反而最大产甲烷速率高的现象，产生该现象的原因有待进一步实验证明。处理组9的产甲烷延滞期（λ=7.14 d）为各处理组中最短，且该值与实际产甲烷延滞期（7 d）相同。根据Procházka等^[21]的研究结果，在厌氧发酵中，适当的N元素有助于缩短产甲烷延滞期和提高甲烷产量与本实验研究结果相符合。

表 3　Gompertz动力学模型拟合结果 Table 3　The result of fitting Gompertz dynamics model

表选项

综上，根据Gompertz动力学模型的拟合结果，农村生活垃圾厌氧发酵最佳的接种率和尿素添加量分别为1.0和3%。

（1）厌氧发酵实验表明，在相同尿素添加量的条件下，接种率（0.3~1.0）越高越有利于甲烷产生、同时挥发性脂肪酸降解速率越快，而在相同接种率的条件下，随尿素添加量（1%~5%）的增加，甲烷产量呈先升高后降低的趋势；

（2）Gompertz动力学模型拟合结果表明，在接种率为1.0，尿素添加量为3%的条件下，厌氧发酵产甲烷延滞期较短（12 d），70 d累积甲烷产量最高（0.44 L·g^-1 TS），发酵过程未发生酸化现象。