含固率和有机负荷对厨余垃圾厌氧消化性能及沼渣特性的影响

张 彤，张立秋*，封 莉，刘永泽，杜子文，韩 绮

1. 北京林业大学，北京市水体污染源控制技术重点实验室，北京 100083

2. 北京林业大学环境科学与工程学院，北京 100083

2019年起，我国地级及以上城市全面开展垃圾分类工作[1]，厨余垃圾单独形成一类，更有利于实现其资源化利用. 近年来，厌氧消化已成为国内厨余垃圾处理与资源化利用的主流技术[2-3]，不但可以实现能源的回收，消化产物还可以作为有机基质或肥料进行土地利用[4-5]，对实现“碳减排”和“碳中和”具有十分重要的战略意义. 根据进料总固体(TS)含量的不同，厌氧消化可分为湿式(TS含量<15%)和干式(TS含量为15%~20%)两种类型[6]，相比于餐厨垃圾，厨余垃圾含水率和含盐量较低，采用干式厌氧消化工艺优势明显[7]，可减少水耗、保留消化产物中的养分，同时还可降低施用造成土壤次生盐渍化的风险，但由于国内干式厌氧消化工艺研究起步较晚，还不太成熟[6]，针对厨余垃圾处理的工艺参数还需进一步研究优化.厌氧消化过程中，进料TS含量和有机负荷是影响基质产甲烷能力和系统运行稳定性的重要因素[8-9]，其对底物的降解、细菌的生长和反应器的效率影响较大[10]. 适宜的进料TS含量和有机负荷可以有效提高反应器容积利用效率、增大产气量，并在单位时间和容积内处理更多的厨余垃圾. 除此之外，厌氧消化产生副产物沼渣，其资源化利用对沼气工程的可持续发展也具有重要意义[11]. 因此，根据厨余垃圾特性明确厌氧消化最佳进料TS含量和有机负荷，并对沼渣特性及其资源化利用潜力进行评价，对于实现厨余垃圾高TS含量厌氧消化系统的高效资源化具有重要的工程意义.

该研究在明确厨余垃圾特性后将其作为进料，模拟更符合实际工程的半连续式厌氧消化系统，从产气性能、有机物去除效率、反应器稳定性等角度综合评价不同进料TS含量和有机负荷条件下的反应器性能，获得最佳操作参数，并对最优进料参数下厨余垃圾厌氧消化过程中所产生的沼渣特性进行分析，评价其资源化利用潜力，以期为提高实际工程气肥联产工艺提供数据支持与参考.

1 材料与方法

1.1 物料组成与接种物

厨余垃圾按照《生活垃圾采样和分析方法》(CJ/T 313—2009)相关要求，采集于北京市海淀区5个居民区垃圾分类收集点. 进行基本性质测定(见表1)后，使用食物粉碎机将厨余垃圾破碎至粒径小于2 mm，放入4 ℃冰箱中冷藏备用，每日进料前将称量的物料置于37 ℃水中使其复温. 接种污泥来源于河北省某啤酒废水处理厌氧消化系统，该污泥的TS和挥发性固体(VS)含量分别为7.20%和5.17%，C/N为8.58，pH为6.59，取回后于(37±0.5)℃下培养7 d后，将其静置至不再产气，以减小背景甲烷产量，然后将其用作试验接种物.

表 1 厨余垃圾性质Table 1 Properties of kitchen waste

1.2 试验装置

采用自制厌氧消化装置(见图1)，装置为500 mL的蓝盖瓶，中间接入50 mL注射器，其与反应器内的软管相连接，进料时取下注射器后端的活塞；右口连接集气袋；左孔连接橡胶软管延伸至反应器底部用于出料，模拟干式厌氧消化Dranco工艺[12]，保证物料上进下出，以推流的方式运行[9]，并将部分出料与进料混合均匀，通过注射器回流至反应器中. 反应装置置于(37±1)℃恒温水浴锅中，为保证各试验组运行时间≥水力停留时间，各系统运行23 d后停止.

图 1 自制厌氧消化装置示意Fig.1 Schematic of homemade anaerobic digestion unit

1.3 试验方法

启动前向试验装置中先投加接种污泥，污泥体积占装置有效体积的80%，并通入高纯N2保证厌氧环境，试验设置6种TS浓度梯度，分别为12%、15%、18%、25%、28%和33%，每日厨余垃圾投加量均为17.11 g. 获得最佳进料TS含量后，在此基础上设置3种有机负荷梯度，分别为8.5、10.5和13.5 g/(L·d)，每日厨余垃圾投加量分别为17.11、21.13、27.17 g. 根据试验设定的进料TS和有机负荷，每日定时进料；记录日产气量并进行气体成分测定；定时出料，排出量与进料量相同，并用于各项指标分析检测. 待厌氧消化结束后，对试验装置内沼渣特性进行分析.

1.4 分析方法

1.4.1测定方法

厌氧消化试验中，TS、VS含量采用差重法测定；pH采用玻璃电极法测定；氨氮浓度根据《水质 氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法》(HJ 535—2009)测定；挥发性脂肪酸(VFAs)浓度采用高效液相色谱仪(Waters e2695，美国)测定；气体体积采用排水法测定；气体成分采用气相色谱仪(Agilent 7890A，美国)进行测定.

沼渣电导率(EC)根据《森林土壤水溶性盐分分析》(LY/T 1251—1999)中电导率法测定；有机质含量根据《城市生活垃圾 有机质的测定 灼烧法》(CJ/T 96—1999)测定；总氮含量根据《生活垃圾化学特性通用检测方法》(CJ/T 96—2013)中元素分析仪法测定；总磷含量根据《固体废物 总磷的测定 偏钼酸铵分光光度法》(HJ 712—2014)测定；总钾含量根据《城市污水处理厂污泥检验方法》(CJ/T 221—2005)中微波高温消解后电感耦合等离子发射光谱法测定；Hg含量根据《土壤和沉积物 汞、砷、硒、铋、锑的测定 微波消解/原子荧光法》(HJ 680—2013)测定；Cr、Cd、Pb和As含量根据《土壤和沉积物 12种金属元素的测定 王水提取-电感耦合等离子体质谱法》(HJ 803—2016)测定；不同存在形态的重金属采用Tessier五步连续浸取和电感耦合等离子光谱法测定[13]；种子发芽指数(GI)选用小白菜种子，根据《城镇污水处理厂污泥处置 园林绿化用泥质》(GB/T 3486—2009)中生物毒性法进行测定.

1.4.2计算方法

连续稳定运行系统中VS降解率根据式(1)[14]进行计算：

式中：A为VS降解率，%；ω为沼渣中VS含量，%；η为进料中VS含量，%.

1.4.3修正的Gompertz模型拟合

产气过程模拟对厌氧消化过程极为重要，可以反馈不同底物和操作参数下产气过程的详细信息，预测产气性能. 采用当前被认为最适合描述产甲烷潜力的修正Gompertz方程[15]进行方程拟合〔见式(2)〕：

式中：P为单位VS的甲烷累计产量，L/g；Pm为单位VS的甲烷最大产量，L/g；t为消化时间，d；Rm为单位VS甲烷的最高产率，L/(g·d)；λ为迟滞期，d；e为欧拉常数，取值为2.718.

1.4.4统计分析方法

利用SPSS 25软件对试验过程所得数据进行统计学分析，设定统计检验显著性水平P=0.05，若P<0.05认为具有显著相关性，反之则认为相关性不显著.

2 结果与讨论

2.1 进料TS对厌氧消化系统性能的影响

2.1.1产气和产甲烷特性

累计产气量和累计产甲烷量是最直接评价厌氧消化运行效果且最容易监测的指标. 不同进料TS含量下累计产气量和累计产甲烷量随时间的变化结果(见图2)表明，随着进料TS含量增大，反应器运行结束时所获得的累计产气量和累计产甲烷量呈先增大后减小的趋势，进料TS含量为25%的系统运行结束时所获得的累计产气量和累计产甲烷量最高，分别为29.24和16.81 L. 各试验组产气性能间的差异可能是由于进料TS含量影响了厌氧消化的传质过程，当进料TS含量较低时，虽然系统中气—固—液传质效果好，但相同质量的物料中含水率较高，导致可利用的有机物含量较少，影响累计产气量和累计产甲烷量；进料TS含量较高时，会限制中间代谢产物(包括液态的VFAs和气态的H2、CO2等)的传质效率，导致在相同停留时间内产气量降低. 除此之外，在试验中还观察到出料中存在密集小气室，这可能是由于过高的进料TS含量以及缺少搅拌，致使产生的甲烷等气体分散在物料中，无法全部逸散出系统. 通过对氨氮和VFAs浓度的分析来看，进料TS含量为33%和28%的系统后期会出现氨氮抑制现象，造成累计产气量和累计产甲烷量进一步降低.

图 2 不同进料TS含量下累计产气量和累计产甲烷量随时间的变化Fig.2 Variation of cumulative gas production and cumulative methane production with time under different feed TS contents

图 3 不同进料TS含量下单位VS的累计产甲烷量和单位容积负荷累计产甲烷量随时间的变化Fig.3 Variation of cumulative methane production per unit VS and cumulative methane production per unit volume loading under different feed TS contents

将累计产甲烷量转换为单位体积污泥和单位质量有机物产生的甲烷体积，使结果更具可比性[16].运用修正的Gompertz模型对不同进料TS含量下的单位VS累计产甲烷量进行拟合(见图3)，确定各条件下甲烷产生过程的动力学常数Rm(单位VS添加甲烷最大产率)和λ(迟滞期)，拟合和计算结果见表2.结果表明，各方程拟合度较高，R2均大于0.995，说明修正的Gompertz方程可以很好地描述不同进料TS含量下厨余垃圾的产甲烷过程. 随着进料TS含量增加，拟合结果中单位VS添加下甲烷最大产量和甲烷最高产率均显著降低(P<0.05)，在进料TS含量为12%的系统中获得最大值，分别为10.28和0.44 L/(g·d)；产甲烷迟滞期显著增大(P<0.05)，进料TS含量为33%的系统最短，为0.83 d. 由此可见，虽然增大进料TS含量可以有效提高单位VS的最大甲烷产量和甲烷最高产率，但同时会使产甲烷延滞期延长，所以在实际应用中需从甲烷产量和经济性两方面综合考虑. 从单位容积负荷累计产甲烷量随时间的变化(见图3)可以看出，进料TS含量为25%的厌氧消化系统单位容积负荷累计产甲烷量最高，达到42.01 L/L，分别较进料TS含量为12%、15%、18%、28%和33%的系统提高了39.41%、18.98%、13.29%、20.79%和40.50%.

表 2 不同进料TS含量下Gompertz模型拟合的产甲烷的动力学特性Table 2 Kinetic characteristics of methanogenesis fitted with Gompertz model under different feed TS contents

综上，就产气能力而言，进料TS含量为25%是最佳值，其在获得最大累计产气量和累计产甲烷量的同时，单位容积负荷累计产甲烷量也最高. 通过修正的Gompertz模型对单位VS累计产甲烷量进行拟合，所获得的动力学常数Rm和λ值较为适宜，在获得较优的单位VS甲烷最高产率的同时，迟滞期也不会太长. 除此之外，实行垃圾分类后，厨余垃圾含水率的平均值为75%，TS含量在25%左右，应用于实际工程中可直接进料或只需小范围调节，同时可有效节约水资源和能源.

2.1.2有机物降解特性

除了以生物气的形式产生清洁能源外，厨余垃圾厌氧消化的另一个目的是去除有机污染物，而VS降解率是该指标的有效表征参数[17]，不同进料TS含量下反应装置中VS降解率随时间的变化如图4所示.运行期间，进料TS含量为28%和25%的系统中VS降解率较高，波动较小，平均降解率分别为75.05%和72.29%. 通过对气体组分中CO2和CH4的分析发现，进料TS含量为28%和25%的系统中CH4平均含量分别为52.47%和56.23%，CO2平均含量分别为38.52%和34.11%，说明进料TS含量为25%的系统在具有较高VS降解率的同时，其转换成的无机物回收利用价值也更高.

图 4 不同进料TS含量下VS降解率随时间的变化Fig.4 Variation of VS degradation rate with time under different feed TS contents

2.1.3pH、VFAs和氨氮浓度变化特性

消化过程是否稳定对长期运行十分重要，pH、VFAs和氨氮浓度是评价厌氧消化系统过程稳定性的重要指标[18]. VFAs浓度可反映水解酸化和产甲烷反应间的平衡[19]. pH的变化可用来直观判断厌氧消化反应的稳定性，稳定运行的反应器pH波动小，范围在6.5～8.2之间[20]. 氨氮是厌氧消化系统潜在的抑制因子，当其浓度超过一定值后，系统的稳定性就会受到强烈影响.

从不同进料TS含量下VFAs和总挥发性脂肪酸(TVFA)浓度随时间的变化结果(见图5)可以看出，各试验组厌氧消化初期TVFA浓度快速升高，且TS含量越高，TVFA浓度越大，这是因为随着厨余垃圾的加入，厌氧发酵系统水解酸化迅速，相同质量进料下，物料TS含量越高，就会有越多的有机物被水解和转化为VFAs. 随着产甲烷菌活性的增强，VFAs被逐渐利用，第6天各系统VFAs浓度均呈不同程度的下降，进料TS含量为12%~25%的系统后期水解酸化与产甲烷速率达到动态平衡，TVFA浓度在一定范围内波动. 在进料TS含量为33%和28%的系统中，TVFA浓度分别从第16、20天升高，厌氧消化结束时分别达到11 874和9 814 mg/L，这可能是因为厌氧消化反应后期由于氨氮浓度过高，产甲烷菌比水解酸化菌更容易受到抑制[21]，造成水解酸化菌产VFAs速率大于产甲烷菌消耗VFAs的速率，VFAs明显出现累积. 除TVFA浓度外，挥发酸的类型对产甲烷过程也有显著影响[21]，乙酸为产甲烷菌最易利用的中间产物，丙酸为甲烷化速率最慢的中间产物[22]，整个厌氧消化过程中，进料TS含量为25%的系统中乙酸平均含量最高，为39.78%，丙酸平均含量最低，为53.54%，说明调节TS含量可以增加乙酸含量，降低丙酸含量，提高系统中物料甲烷化速率.

图 5 不同进料TS含量下VFAs和TVFA浓度随时间的变化Fig.5 Variation of VFAs and TVFA concentrations with time under different feed TS contents

如图6所示，系统pH的变化规律与VFAs的产生密切相关，且相对于VFAs的产生，pH变化会有一定的延迟效应[23]. 厌氧消化前期，由于厨余垃圾水解酸化产VFAs升高，导致pH降低；之后随着产甲烷菌活性的恢复，VFAs逐渐被消耗，pH逐渐上升并趋于稳定. 虽然进料TS含量为28%和33%的系统后期VFAs出现了明显累积，但由于高氨氮浓度使系统具有较高碱度，可以对有机酸引起的pH下降起到缓冲作用[12]，整个厌氧消化过程中各试验组pH均处于最佳范围内.

从不同进料TS含量下氨氮浓度随时间的变化结果(见图6)可以看出，各试验组氨氮浓度整体呈上升趋势，且进料TS含量越高，氨氮浓度升高越快，Liu等[24]也得到了类似结论. 该研究采用氨氮浓度3 500 mg/L作为厌氧消化系统氨氮抑制现象的预警值[25]，进料TS含量为33%和26%的系统中氨氮浓度分别在第16、21天接近此值，分别为3 468和3 485 mg/L. 有研究[26]表明，当氨氮浓度持续高于3 500 mg/L时，会出现由丙酸主导的酸积累现象，进料TS含量为33%和26%的系统从达到预警值开始至反应结束，丙酸分别出现不同程度的累积，丙酸含量分别增加了20.91%和10.07%；除此之外，TVFA浓度也有所增大，进一步证明产甲烷菌活性受到了抑制，TVFA浓度增加是产生氨氮抑制的重要特征之一[25].

图 6 不同进料TS含量下pH和氨氮浓度随时间的变化Fig.6 Variation of pH and ammonia nitrogen concentration with time under different feed TS contents

因此，进料TS含量为25%的系统在具有最佳产气性能和有机物降解能力的同时，系统运行也较为稳定，pH、VFAs和氨氮浓度均保持在抑制阈值之内.

2.2 有机负荷对厌氧消化系统性能的影响

控制有机负荷是目前工程中常用的保证产甲烷系统高效运行的手段，有机负荷过高可能造成VFAs过量积累等问题，导致系统失稳；有机负荷太低，虽能使厌氧发酵系统的稳定性得到保证，但其经济性不高. 因此在最佳进料TS含量下，确定不致酸化的最大运行负荷对实际工程具有重大意义.

2.2.1产气和产甲烷特性

从不同有机负荷下累计产气量和累计产甲烷量随时间的变化情况(见图7)可以看出，在23 d厌氧消化反应期内，有机负荷为8.5和10.5 g/(L·d)的系统累计产气量和产甲烷量稳定增长，说明这两个系统在整个厌氧消化过程中水解酸化和产甲烷速率维持一定的动态平衡，产气和产甲烷效能较好. 当有机负荷从8.5 g/(L·d)升至10.5 g/(L·d)时，可获得最大累计产气和产甲烷量，累计产气量从36.38 L增至43.21 L，提高了18.77%，累计产甲烷量从20.59 L增至24.04 L，提高了16.76%. 当进料有机负荷提高到13.5 g/(L·d)时，由于负荷过高，导致系统产酸速率大于产甲烷速率，使VFAs大量积累，产甲烷菌活性被抑制[27]，系统在运行第5天时日产气量和日产甲烷量开始逐步下降，第12天开始几乎无甲烷产生，最终仅收集到24.48 L气体和10.67 L甲烷.

图 7 不同有机负荷下累计产气量和累计产甲烷量随时间的变化Fig.7 Variation of cumulative gas production and cumulative methane production with time under different organic loading rates

不同有机负荷下单位VS的累计产甲烷量及拟合结果如图8所示，所得动力学参数如表3所示. 结果表明，各方程拟合度均较高，R2均大于0.995，说明修正的Gompertz方程可以很好地描述不同有机负荷下厨余垃圾厌氧产甲烷过程. 从表3可以看出，随着有机负荷的增加，拟合结果中单位VS添加下最终产甲烷量和最大产甲烷率逐渐降低，产甲烷延滞期逐渐缩短，这与敖娜日苏等[28]得到的以牛粪作为底物进行厌氧消化的研究结果相似. 有机负荷为10.5g/(L·d)的厌氧消化系统中，单位VS添加下甲烷最大产量和甲烷最高产率分别为6.54 L/g和0.32 L/(g·d)，较有机负荷为8.5 g/(L·d)的系统略有下降；进料负荷升至13.5g/(L·d)时，厌氧消化后期酸化造成产甲烷量大幅下降，单位VS添加下甲烷最大产量和甲烷最高产率仅为2.01 L/g和0.29 L/(g·d). 从单位容积负荷累计产甲烷量随时间的变化结果(见图8)可以看出，当有机负荷为10.5 g/(L·d)时，单位容积负荷累计产甲烷量最高，达到60.10 L/L，较有机负荷为8.5和13.5 g/(L·d)的系统分别提高了16.78%和125.24%，平均单位容积负荷产甲烷量可达2.61 L/(L·d).

图 8 不同有机负荷下单位VS累计产甲烷量和单位容积负荷累计产甲烷量随时间的变化Fig.8 Variation of cumulative methane production per unit VS and cumulative methane production per unit volume loading with time under different organic loading rates

表 3 不同有机负荷下Gompertz模型拟合的产甲烷的动力学特性Table 3 Kinetic characteristics of methane production fitted with the Gompertz model under different organic loading rates

虽然有机负荷从8.5 g/(L·d)增至10.5 g/(L·d)会造成单位VS的累计产甲烷量降低4.41%，但在相同反应体积条件下，有机负荷为10.5 g/(L·d)的系统处理厨余垃圾的质量比有机负荷为8.5 g/(L·d)的系统增加了23.50%，单位容积累计产甲烷量增加了16.78%. 因此，对于工程实际来说，当设置厨余垃圾进料TS含量为25%时，10.5 g/(L·d)是反应器不致酸化的最优有机负荷，这与Li等[29]以人工配制的餐厨垃圾为原料进行中温厌氧消化所得到的最高负荷相似.

2.2.2有机物降解特性

不同有机负荷下VS降解率随时间的变化情况(见图9)显示，有机负荷为8.5和10.5 g/(L·d)的系统运行期间，VS降解率波动均较小，有机物降解效果均较好，平均VS降解率分别为78.31%和79.64%；有机负荷为13.5 g/(L·d)的系统前期VS降解率大于50%，后期由于系统酸化，部分微生物活性可能会受到抑制，导致系统中VS去除率降低. 由此可见，有机负荷为10.5 g/(L·d)的系统在获得高产甲烷效能的同时，有机物降解效能也最佳，较有机负荷为8.5和13.5 g/(L·d)的系统分别增加了1.70%和38.53%.

图 9 不同有机负荷下VS降解率随时间的变化Fig.9 Variation of VS degradation rate with time under different organic loading rates

2.2.3pH、VFAs和氨氮浓度变化特性

研究表明，当pH<6或pH>8时，产甲烷菌会受到抑制，TVFA浓度超过13 000 mg/L时厌氧消化停止[30]. 从不同有机负荷下系统的VFAs和TVFA浓度及pH随时间的变化情况(见图10、11)可以看出，有机负荷为8.5和10.5 g/(L·d)系统运行期间TVFA浓度分别小于6 000和7 000 mg/L，pH在7.37~8.03间小幅波动，系统运行稳定；当有机负荷升至13.5 g/(L·d)时，反应第11天时pH变化剧烈，由7.40降至6.12，系统酸化失稳，此时TVFA浓度超过21 000 mg/L，产甲烷量下降了57.52%. 系统发生酸化后，正戊酸和正丁酸浓度快速增加，出现由正戊酸和正丁酸主导的酸积累现象，且通常厌氧消化过程中最易甲烷化的乙酸也出现大量积累，丙酸占比逐渐减小，反应第12天 时，pH达 到5.89，TVFA浓 度 达 到29 500 mg/L，此时几乎无甲烷产生. 结果表明，随着有机负荷增加，TVFA浓度显著增大(P<0.05)，pH显著降低(P<0.05)，极大地增加了系统酸化丧失产甲烷能力的风险.

图 10 不同有机负荷下VFAs和TVFA随时间的变化Fig.10 Variation of VFAs and TVFA concentration with time under different organic loading rates

图 11 不同有机负荷下pH和氨氮浓度随时间的变化Fig.11 Variation of pH and ammonia nitrogen concentration with time under different organic loading rates

从不同有机负荷下氨氮浓度随时间的变化情况(见图11)可以看出，有机负荷分别为8.5、10.5和13.5 g/(L·d)的试验组氨氮浓度整体呈上升趋势，最终分别达到3 020、3 250和3 390 mg/L. 当负荷提高至13.5 g/(L·d)时，氨氮浓度较10.5 g/(L·d)的系统无明显变化，这可能是由于虽然有机负荷提高，进料中含氮有机物质量增加，但同时停留时间缩短，造成部分含氮有机物不能被完全降解. 各试验组运行周期都未达到氨氮抑制预警值，但如继续运行可能会产生氨氮抑制，实际工程中需进一步采取氨氮缓解措施并及时监测.

2.3 沼渣特性

最优条件〔进料TS含量为25%、有机负荷为10.5 g/(L·d)〕下厨余垃圾干式厌氧消化后副产物沼渣的基本理化性质、营养指标和重金属含量检测结果如表4所示，通过与相关标准对照，对厨余垃圾干式厌氧消化所产沼渣的土壤利用适用性和资源化利用潜力进行初步分析.

表 4 沼渣特性及资源化利用标准Table 4 Characteristics of biogas residue and standards for resource utilization

厌氧消化结束后所得沼渣含水率为79.51%，pH为7.68，EC为0.02 mS/cm. EC可用来评价沼渣中水溶性盐含量，它们之间呈正相关，当EC超过3 mS/cm时，施入土壤后可能对土壤健康或者植物生长造成抑制[31]. Shen等[32]研究发现，沼渣资源化利用存在促进土壤次生盐渍化的潜在风险，但由于厨余垃圾沼渣EC极低，几乎可以避免此类问题. 试验所得EC和pH均满足《有机肥料》(NY 525—2021)和《绿化用有机基质》(GB/T 33891—2017)，但含水率高于《有机肥料》(NY 525—2021)和《绿化用有机基质》(GB/T 33891—2017)的要求，后续利用需先进行脱水处理.

沼渣有机质和总养分含量充足，有机质含量为81.80%；总养分含量为7.91%，其中总氮含量为5.55%、总磷含量为0.27%和总钾含量为2.09%，满足《有机肥料》(NY 525—2021)和《绿化用有机基质》(GB/T 33891—2017)，适宜进行土壤利用，增强土壤肥力，改善土壤环境，具有良好的资源化利用潜力.

GI值可作为植物生长介质中有害物质综合毒性的评价指标，当GI值>50%，可认为对植物基本没有毒害作用. 试验所得沼渣GI值较低，仅为1.23%，表明厨余垃圾经干式厌氧发酵后的沼渣未腐熟，具有较大的植物毒性，需进一步处理以提高沼渣的腐熟程度.

由于厨余垃圾中重金属含量不高，所以厌氧消化结束后沼渣中各重金属占比也较低，其中Cd、Pb、Cr、As和Hg含量分别为0.28、0.94、1.23、1.68和0.03 mg/kg，均远低于《有机肥料》(NY 525—2021)和《绿化用有机基质》(GB/T 33891—2017)限值. 研究[33]表明，重金属的生物毒性不仅与总量相关，更大程度上由其所存在形态来决定，水溶态和可交换态为最易被生物吸收利用的形态，其次是碳酸盐结合态和铁锰氧化态，以上4种形态活性较大，易被植物吸收利用，是重金属的有效态；而有机结合态、残渣态的重金属活性小，稳定性较强不易被植物吸收利用[34-35]. 从Cd、Pb、Cr等重金属形态分布(见图12)可以看出，厌氧消化结束后沼渣中Pb、As和Hg主要以残渣态存在，Cd和Cr主要以有机结合态存在，Cd、Pb、Cr、As和Hg的有效态含量较低，分别为26.10%、15.01%、20.21%、34.04%和1.36%，较低的重金属总量和有效态含量使其后续进行土地利用时所带来的生态环境效应较小.

图 12 沼渣中重金属形态分布Fig.12 Distribution of different forms of heavy metals in biogas residues

3 结论

a) 调节进料TS含量可有效提高系统的产气效能和VS降解率. 进料TS含量为25%时可获得最高累计产甲烷量(16.81 L)和单位容积负荷累计产甲烷量(42.01 L/L)，通过修正的Gompertz模型对单位VS的累计产甲烷量进行拟合所获得的动力学常数Rm(单位VS添加甲烷最大产率)和λ(迟滞期)值较为适宜，在获得较优的单位VS添加甲烷最大产率的同时，迟滞期不会太长；VS降解率达72.29%，系统运行稳定.

b) 在设定进料TS含量为25%的基础上，系统的有机负荷存在最优值，累计产甲烷量随有机负荷的增加表现为先升高后减小，当有机负荷为10.5 g/(L·d)时，系统累计产甲烷量和单位容积负荷累计产甲烷量最高，分别为24.04 L和60.10 L/L，同时可获得最高VS降解率(79.64%)和良好的工艺稳定性.

c) 厨余垃圾沼渣营养成分较高，生物毒性较低，有机质、总养分、重金属、EC和pH等指标均满足《有机肥料》(NY 525—2021)和《绿化用有机基质》(GB/T 33891—2017)的要求，重金属有效态含量较低，具有良好的资源化利用潜力，后续经脱水处理降低含水率和好氧堆肥消灭病原菌、提高腐熟度后，可进行应用.