含固率和有機負荷對廚余垃圾厭氧消化性能及沼渣特性的影響

張 彤，張立秋*，封 莉，劉永澤，杜子文，韓 綺

1. 北京林業大學，北京市水體污染源控制技術重點實驗室，北京 100083

2. 北京林業大學環境科學與工程學院，北京 100083

2019年起，我國地級及以上城市全面開展垃圾分類工作[1]，廚余垃圾單獨形成一類，更有利于實現其資源化利用. 近年來，厭氧消化已成為國內廚余垃圾處理與資源化利用的主流技術[2-3]，不但可以實現能源的回收，消化產物還可以作為有機基質或肥料進行土地利用[4-5]，對實現“碳減排”和“碳中和”具有十分重要的戰略意義. 根據進料總固體(TS)含量的不同，厭氧消化可分為濕式(TS含量<15%)和干式(TS含量為15%~20%)兩種類型[6]，相比于餐廚垃圾，廚余垃圾含水率和含鹽量較低，采用干式厭氧消化工藝優勢明顯[7]，可減少水耗、保留消化產物中的養分，同時還可降低施用造成土壤次生鹽漬化的風險，但由于國內干式厭氧消化工藝研究起步較晚，還不太成熟[6]，針對廚余垃圾處理的工藝參數還需進一步研究優化.厭氧消化過程中，進料TS含量和有機負荷是影響基質產甲烷能力和系統運行穩定性的重要因素[8-9]，其對底物的降解、細菌的生長和反應器的效率影響較大[10]. 適宜的進料TS含量和有機負荷可以有效提高反應器容積利用效率、增大產氣量，并在單位時間和容積內處理更多的廚余垃圾. 除此之外，厭氧消化產生副產物沼渣，其資源化利用對沼氣工程的可持續發展也具有重要意義[11]. 因此，根據廚余垃圾特性明確厭氧消化最佳進料TS含量和有機負荷，并對沼渣特性及其資源化利用潛力進行評價，對于實現廚余垃圾高TS含量厭氧消化系統的高效資源化具有重要的工程意義.

該研究在明確廚余垃圾特性后將其作為進料，模擬更符合實際工程的半連續式厭氧消化系統，從產氣性能、有機物去除效率、反應器穩定性等角度綜合評價不同進料TS含量和有機負荷條件下的反應器性能，獲得最佳操作參數，并對最優進料參數下廚余垃圾厭氧消化過程中所產生的沼渣特性進行分析，評價其資源化利用潛力，以期為提高實際工程氣肥聯產工藝提供數據支持與參考.

1 材料與方法

1.1 物料組成與接種物

廚余垃圾按照《生活垃圾采樣和分析方法》(CJ/T 313—2009)相關要求，采集于北京市海淀區5個居民區垃圾分類收集點. 進行基本性質測定(見表1)后，使用食物粉碎機將廚余垃圾破碎至粒徑小于2 mm，放入4 ℃冰箱中冷藏備用，每日進料前將稱量的物料置于37 ℃水中使其復溫. 接種污泥來源于河北省某啤酒廢水處理厭氧消化系統，該污泥的TS和揮發性固體(VS)含量分別為7.20%和5.17%，C/N為8.58，pH為6.59，取回后于(37±0.5)℃下培養7 d后，將其靜置至不再產氣，以減小背景甲烷產量，然后將其用作試驗接種物.

表 1 廚余垃圾性質Table 1 Properties of kitchen waste

1.2 試驗裝置

采用自制厭氧消化裝置(見圖1)，裝置為500 mL的藍蓋瓶，中間接入50 mL注射器，其與反應器內的軟管相連接，進料時取下注射器后端的活塞；右口連接集氣袋；左孔連接橡膠軟管延伸至反應器底部用于出料，模擬干式厭氧消化Dranco工藝[12]，保證物料上進下出，以推流的方式運行[9]，并將部分出料與進料混合均勻，通過注射器回流至反應器中. 反應裝置置于(37±1)℃恒溫水浴鍋中，為保證各試驗組運行時間≥水力停留時間，各系統運行23 d后停止.

圖 1 自制厭氧消化裝置示意Fig.1 Schematic of homemade anaerobic digestion unit

1.3 試驗方法

啟動前向試驗裝置中先投加接種污泥，污泥體積占裝置有效體積的80%，并通入高純N2保證厭氧環境，試驗設置6種TS濃度梯度，分別為12%、15%、18%、25%、28%和33%，每日廚余垃圾投加量均為17.11 g. 獲得最佳進料TS含量后，在此基礎上設置3種有機負荷梯度，分別為8.5、10.5和13.5 g/(L·d)，每日廚余垃圾投加量分別為17.11、21.13、27.17 g. 根據試驗設定的進料TS和有機負荷，每日定時進料；記錄日產氣量并進行氣體成分測定；定時出料，排出量與進料量相同，并用于各項指標分析檢測. 待厭氧消化結束后，對試驗裝置內沼渣特性進行分析.

1.4 分析方法

1.4.1測定方法

厭氧消化試驗中，TS、VS含量采用差重法測定；pH采用玻璃電極法測定；氨氮濃度根據《水質 氨氮的測定 納氏試劑分光光度法》(HJ 535—2009)測定；揮發性脂肪酸(VFAs)濃度采用高效液相色譜儀(Waters e2695，美國)測定；氣體體積采用排水法測定；氣體成分采用氣相色譜儀(Agilent 7890A，美國)進行測定.

沼渣電導率(EC)根據《森林土壤水溶性鹽分分析》(LY/T 1251—1999)中電導率法測定；有機質含量根據《城市生活垃圾 有機質的測定 灼燒法》(CJ/T 96—1999)測定；總氮含量根據《生活垃圾化學特性通用檢測方法》(CJ/T 96—2013)中元素分析儀法測定；總磷含量根據《固體廢物 總磷的測定 偏鉬酸銨分光光度法》(HJ 712—2014)測定；總鉀含量根據《城市污水處理廠污泥檢驗方法》(CJ/T 221—2005)中微波高溫消解后電感耦合等離子發射光譜法測定；Hg含量根據《土壤和沉積物 汞、砷、硒、鉍、銻的測定 微波消解/原子熒光法》(HJ 680—2013)測定；Cr、Cd、Pb和As含量根據《土壤和沉積物 12種金屬元素的測定 王水提取-電感耦合等離子體質譜法》(HJ 803—2016)測定；不同存在形態的重金屬采用Tessier五步連續浸取和電感耦合等離子光譜法測定[13]；種子發芽指數(GI)選用小白菜種子，根據《城鎮污水處理廠污泥處置 園林綠化用泥質》(GB/T 3486—2009)中生物毒性法進行測定.

1.4.2計算方法

連續穩定運行系統中VS降解率根據式(1)[14]進行計算：

式中：A為VS降解率，%；ω為沼渣中VS含量，%；η為進料中VS含量，%.

1.4.3修正的Gompertz模型擬合

產氣過程模擬對厭氧消化過程極為重要，可以反饋不同底物和操作參數下產氣過程的詳細信息，預測產氣性能. 采用當前被認為最適合描述產甲烷潛力的修正Gompertz方程[15]進行方程擬合〔見式(2)〕：

式中：P為單位VS的甲烷累計產量，L/g；Pm為單位VS的甲烷最大產量，L/g；t為消化時間，d；Rm為單位VS甲烷的最高產率，L/(g·d)；λ為遲滯期，d；e為歐拉常數，取值為2.718.

1.4.4統計分析方法

利用SPSS 25軟件對試驗過程所得數據進行統計學分析，設定統計檢驗顯著性水平P=0.05，若P<0.05認為具有顯著相關性，反之則認為相關性不顯著.

2 結果與討論

2.1 進料TS對厭氧消化系統性能的影響

2.1.1產氣和產甲烷特性

累計產氣量和累計產甲烷量是最直接評價厭氧消化運行效果且最容易監測的指標. 不同進料TS含量下累計產氣量和累計產甲烷量隨時間的變化結果(見圖2)表明，隨著進料TS含量增大，反應器運行結束時所獲得的累計產氣量和累計產甲烷量呈先增大后減小的趨勢，進料TS含量為25%的系統運行結束時所獲得的累計產氣量和累計產甲烷量最高，分別為29.24和16.81 L. 各試驗組產氣性能間的差異可能是由于進料TS含量影響了厭氧消化的傳質過程，當進料TS含量較低時，雖然系統中氣—固—液傳質效果好，但相同質量的物料中含水率較高，導致可利用的有機物含量較少，影響累計產氣量和累計產甲烷量；進料TS含量較高時，會限制中間代謝產物(包括液態的VFAs和氣態的H2、CO2等)的傳質效率，導致在相同停留時間內產氣量降低. 除此之外，在試驗中還觀察到出料中存在密集小氣室，這可能是由于過高的進料TS含量以及缺少攪拌，致使產生的甲烷等氣體分散在物料中，無法全部逸散出系統. 通過對氨氮和VFAs濃度的分析來看，進料TS含量為33%和28%的系統后期會出現氨氮抑制現象，造成累計產氣量和累計產甲烷量進一步降低.

圖 2 不同進料TS含量下累計產氣量和累計產甲烷量隨時間的變化Fig.2 Variation of cumulative gas production and cumulative methane production with time under different feed TS contents

圖 3 不同進料TS含量下單位VS的累計產甲烷量和單位容積負荷累計產甲烷量隨時間的變化Fig.3 Variation of cumulative methane production per unit VS and cumulative methane production per unit volume loading under different feed TS contents

將累計產甲烷量轉換為單位體積污泥和單位質量有機物產生的甲烷體積，使結果更具可比性[16].運用修正的Gompertz模型對不同進料TS含量下的單位VS累計產甲烷量進行擬合(見圖3)，確定各條件下甲烷產生過程的動力學常數Rm(單位VS添加甲烷最大產率)和λ(遲滯期)，擬合和計算結果見表2.結果表明，各方程擬合度較高，R2均大于0.995，說明修正的Gompertz方程可以很好地描述不同進料TS含量下廚余垃圾的產甲烷過程. 隨著進料TS含量增加，擬合結果中單位VS添加下甲烷最大產量和甲烷最高產率均顯著降低(P<0.05)，在進料TS含量為12%的系統中獲得最大值，分別為10.28和0.44 L/(g·d)；產甲烷遲滯期顯著增大(P<0.05)，進料TS含量為33%的系統最短，為0.83 d. 由此可見，雖然增大進料TS含量可以有效提高單位VS的最大甲烷產量和甲烷最高產率，但同時會使產甲烷延滯期延長，所以在實際應用中需從甲烷產量和經濟性兩方面綜合考慮. 從單位容積負荷累計產甲烷量隨時間的變化(見圖3)可以看出，進料TS含量為25%的厭氧消化系統單位容積負荷累計產甲烷量最高，達到42.01 L/L，分別較進料TS含量為12%、15%、18%、28%和33%的系統提高了39.41%、18.98%、13.29%、20.79%和40.50%.

表 2 不同進料TS含量下Gompertz模型擬合的產甲烷的動力學特性Table 2 Kinetic characteristics of methanogenesis fitted with Gompertz model under different feed TS contents

綜上，就產氣能力而言，進料TS含量為25%是最佳值，其在獲得最大累計產氣量和累計產甲烷量的同時，單位容積負荷累計產甲烷量也最高. 通過修正的Gompertz模型對單位VS累計產甲烷量進行擬合，所獲得的動力學常數Rm和λ值較為適宜，在獲得較優的單位VS甲烷最高產率的同時，遲滯期也不會太長. 除此之外，實行垃圾分類后，廚余垃圾含水率的平均值為75%，TS含量在25%左右，應用于實際工程中可直接進料或只需小范圍調節，同時可有效節約水資源和能源.

2.1.2有機物降解特性

除了以生物氣的形式產生清潔能源外，廚余垃圾厭氧消化的另一個目的是去除有機污染物，而VS降解率是該指標的有效表征參數[17]，不同進料TS含量下反應裝置中VS降解率隨時間的變化如圖4所示.運行期間，進料TS含量為28%和25%的系統中VS降解率較高，波動較小，平均降解率分別為75.05%和72.29%. 通過對氣體組分中CO2和CH4的分析發現，進料TS含量為28%和25%的系統中CH4平均含量分別為52.47%和56.23%，CO2平均含量分別為38.52%和34.11%，說明進料TS含量為25%的系統在具有較高VS降解率的同時，其轉換成的無機物回收利用價值也更高.

圖 4 不同進料TS含量下VS降解率隨時間的變化Fig.4 Variation of VS degradation rate with time under different feed TS contents

2.1.3pH、VFAs和氨氮濃度變化特性

消化過程是否穩定對長期運行十分重要，pH、VFAs和氨氮濃度是評價厭氧消化系統過程穩定性的重要指標[18]. VFAs濃度可反映水解酸化和產甲烷反應間的平衡[19]. pH的變化可用來直觀判斷厭氧消化反應的穩定性，穩定運行的反應器pH波動小，范圍在6.5～8.2之間[20]. 氨氮是厭氧消化系統潛在的抑制因子，當其濃度超過一定值后，系統的穩定性就會受到強烈影響.

從不同進料TS含量下VFAs和總揮發性脂肪酸(TVFA)濃度隨時間的變化結果(見圖5)可以看出，各試驗組厭氧消化初期TVFA濃度快速升高，且TS含量越高，TVFA濃度越大，這是因為隨著廚余垃圾的加入，厭氧發酵系統水解酸化迅速，相同質量進料下，物料TS含量越高，就會有越多的有機物被水解和轉化為VFAs. 隨著產甲烷菌活性的增強，VFAs被逐漸利用，第6天各系統VFAs濃度均呈不同程度的下降，進料TS含量為12%~25%的系統后期水解酸化與產甲烷速率達到動態平衡，TVFA濃度在一定范圍內波動. 在進料TS含量為33%和28%的系統中，TVFA濃度分別從第16、20天升高，厭氧消化結束時分別達到11 874和9 814 mg/L，這可能是因為厭氧消化反應后期由于氨氮濃度過高，產甲烷菌比水解酸化菌更容易受到抑制[21]，造成水解酸化菌產VFAs速率大于產甲烷菌消耗VFAs的速率，VFAs明顯出現累積. 除TVFA濃度外，揮發酸的類型對產甲烷過程也有顯著影響[21]，乙酸為產甲烷菌最易利用的中間產物，丙酸為甲烷化速率最慢的中間產物[22]，整個厭氧消化過程中，進料TS含量為25%的系統中乙酸平均含量最高，為39.78%，丙酸平均含量最低，為53.54%，說明調節TS含量可以增加乙酸含量，降低丙酸含量，提高系統中物料甲烷化速率.

圖 5 不同進料TS含量下VFAs和TVFA濃度隨時間的變化Fig.5 Variation of VFAs and TVFA concentrations with time under different feed TS contents

如圖6所示，系統pH的變化規律與VFAs的產生密切相關，且相對于VFAs的產生，pH變化會有一定的延遲效應[23]. 厭氧消化前期，由于廚余垃圾水解酸化產VFAs升高，導致pH降低；之后隨著產甲烷菌活性的恢復，VFAs逐漸被消耗，pH逐漸上升并趨于穩定. 雖然進料TS含量為28%和33%的系統后期VFAs出現了明顯累積，但由于高氨氮濃度使系統具有較高堿度，可以對有機酸引起的pH下降起到緩沖作用[12]，整個厭氧消化過程中各試驗組pH均處于最佳范圍內.

從不同進料TS含量下氨氮濃度隨時間的變化結果(見圖6)可以看出，各試驗組氨氮濃度整體呈上升趨勢，且進料TS含量越高，氨氮濃度升高越快，Liu等[24]也得到了類似結論. 該研究采用氨氮濃度3 500 mg/L作為厭氧消化系統氨氮抑制現象的預警值[25]，進料TS含量為33%和26%的系統中氨氮濃度分別在第16、21天接近此值，分別為3 468和3 485 mg/L. 有研究[26]表明，當氨氮濃度持續高于3 500 mg/L時，會出現由丙酸主導的酸積累現象，進料TS含量為33%和26%的系統從達到預警值開始至反應結束，丙酸分別出現不同程度的累積，丙酸含量分別增加了20.91%和10.07%；除此之外，TVFA濃度也有所增大，進一步證明產甲烷菌活性受到了抑制，TVFA濃度增加是產生氨氮抑制的重要特征之一[25].

圖 6 不同進料TS含量下pH和氨氮濃度隨時間的變化Fig.6 Variation of pH and ammonia nitrogen concentration with time under different feed TS contents

因此，進料TS含量為25%的系統在具有最佳產氣性能和有機物降解能力的同時，系統運行也較為穩定，pH、VFAs和氨氮濃度均保持在抑制閾值之內.

2.2 有機負荷對厭氧消化系統性能的影響

控制有機負荷是目前工程中常用的保證產甲烷系統高效運行的手段，有機負荷過高可能造成VFAs過量積累等問題，導致系統失穩；有機負荷太低，雖能使厭氧發酵系統的穩定性得到保證，但其經濟性不高. 因此在最佳進料TS含量下，確定不致酸化的最大運行負荷對實際工程具有重大意義.

2.2.1產氣和產甲烷特性

從不同有機負荷下累計產氣量和累計產甲烷量隨時間的變化情況(見圖7)可以看出，在23 d厭氧消化反應期內，有機負荷為8.5和10.5 g/(L·d)的系統累計產氣量和產甲烷量穩定增長，說明這兩個系統在整個厭氧消化過程中水解酸化和產甲烷速率維持一定的動態平衡，產氣和產甲烷效能較好. 當有機負荷從8.5 g/(L·d)升至10.5 g/(L·d)時，可獲得最大累計產氣和產甲烷量，累計產氣量從36.38 L增至43.21 L，提高了18.77%，累計產甲烷量從20.59 L增至24.04 L，提高了16.76%. 當進料有機負荷提高到13.5 g/(L·d)時，由于負荷過高，導致系統產酸速率大于產甲烷速率，使VFAs大量積累，產甲烷菌活性被抑制[27]，系統在運行第5天時日產氣量和日產甲烷量開始逐步下降，第12天開始幾乎無甲烷產生，最終僅收集到24.48 L氣體和10.67 L甲烷.

圖 7 不同有機負荷下累計產氣量和累計產甲烷量隨時間的變化Fig.7 Variation of cumulative gas production and cumulative methane production with time under different organic loading rates

不同有機負荷下單位VS的累計產甲烷量及擬合結果如圖8所示，所得動力學參數如表3所示. 結果表明，各方程擬合度均較高，R2均大于0.995，說明修正的Gompertz方程可以很好地描述不同有機負荷下廚余垃圾厭氧產甲烷過程. 從表3可以看出，隨著有機負荷的增加，擬合結果中單位VS添加下最終產甲烷量和最大產甲烷率逐漸降低，產甲烷延滯期逐漸縮短，這與敖娜日蘇等[28]得到的以牛糞作為底物進行厭氧消化的研究結果相似. 有機負荷為10.5g/(L·d)的厭氧消化系統中，單位VS添加下甲烷最大產量和甲烷最高產率分別為6.54 L/g和0.32 L/(g·d)，較有機負荷為8.5 g/(L·d)的系統略有下降；進料負荷升至13.5g/(L·d)時，厭氧消化后期酸化造成產甲烷量大幅下降，單位VS添加下甲烷最大產量和甲烷最高產率僅為2.01 L/g和0.29 L/(g·d). 從單位容積負荷累計產甲烷量隨時間的變化結果(見圖8)可以看出，當有機負荷為10.5 g/(L·d)時，單位容積負荷累計產甲烷量最高，達到60.10 L/L，較有機負荷為8.5和13.5 g/(L·d)的系統分別提高了16.78%和125.24%，平均單位容積負荷產甲烷量可達2.61 L/(L·d).

圖 8 不同有機負荷下單位VS累計產甲烷量和單位容積負荷累計產甲烷量隨時間的變化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 不同有機負荷下Gompertz模型擬合的產甲烷的動力學特性Table 3 Kinetic characteristics of methane production fitted with the Gompertz model under different organic loading rates

雖然有機負荷從8.5 g/(L·d)增至10.5 g/(L·d)會造成單位VS的累計產甲烷量降低4.41%，但在相同反應體積條件下，有機負荷為10.5 g/(L·d)的系統處理廚余垃圾的質量比有機負荷為8.5 g/(L·d)的系統增加了23.50%，單位容積累計產甲烷量增加了16.78%. 因此，對于工程實際來說，當設置廚余垃圾進料TS含量為25%時，10.5 g/(L·d)是反應器不致酸化的最優有機負荷，這與Li等[29]以人工配制的餐廚垃圾為原料進行中溫厭氧消化所得到的最高負荷相似.

2.2.2有機物降解特性

不同有機負荷下VS降解率隨時間的變化情況(見圖9)顯示，有機負荷為8.5和10.5 g/(L·d)的系統運行期間，VS降解率波動均較小，有機物降解效果均較好，平均VS降解率分別為78.31%和79.64%；有機負荷為13.5 g/(L·d)的系統前期VS降解率大于50%，后期由于系統酸化，部分微生物活性可能會受到抑制，導致系統中VS去除率降低. 由此可見，有機負荷為10.5 g/(L·d)的系統在獲得高產甲烷效能的同時，有機物降解效能也最佳，較有機負荷為8.5和13.5 g/(L·d)的系統分別增加了1.70%和38.53%.

圖 9 不同有機負荷下VS降解率隨時間的變化Fig.9 Variation of VS degradation rate with time under different organic loading rates

2.2.3pH、VFAs和氨氮濃度變化特性

研究表明，當pH<6或pH>8時，產甲烷菌會受到抑制，TVFA濃度超過13 000 mg/L時厭氧消化停止[30]. 從不同有機負荷下系統的VFAs和TVFA濃度及pH隨時間的變化情況(見圖10、11)可以看出，有機負荷為8.5和10.5 g/(L·d)系統運行期間TVFA濃度分別小于6 000和7 000 mg/L，pH在7.37~8.03間小幅波動，系統運行穩定；當有機負荷升至13.5 g/(L·d)時，反應第11天時pH變化劇烈，由7.40降至6.12，系統酸化失穩，此時TVFA濃度超過21 000 mg/L，產甲烷量下降了57.52%. 系統發生酸化后，正戊酸和正丁酸濃度快速增加，出現由正戊酸和正丁酸主導的酸積累現象，且通常厭氧消化過程中最易甲烷化的乙酸也出現大量積累，丙酸占比逐漸減小，反應第12天 時，pH達 到5.89，TVFA濃 度 達 到29 500 mg/L，此時幾乎無甲烷產生. 結果表明，隨著有機負荷增加，TVFA濃度顯著增大(P<0.05)，pH顯著降低(P<0.05)，極大地增加了系統酸化喪失產甲烷能力的風險.

圖 10 不同有機負荷下VFAs和TVFA隨時間的變化Fig.10 Variation of VFAs and TVFA concentration with time under different organic loading rates

圖 11 不同有機負荷下pH和氨氮濃度隨時間的變化Fig.11 Variation of pH and ammonia nitrogen concentration with time under different organic loading rates

從不同有機負荷下氨氮濃度隨時間的變化情況(見圖11)可以看出，有機負荷分別為8.5、10.5和13.5 g/(L·d)的試驗組氨氮濃度整體呈上升趨勢，最終分別達到3 020、3 250和3 390 mg/L. 當負荷提高至13.5 g/(L·d)時，氨氮濃度較10.5 g/(L·d)的系統無明顯變化，這可能是由于雖然有機負荷提高，進料中含氮有機物質量增加，但同時停留時間縮短，造成部分含氮有機物不能被完全降解. 各試驗組運行周期都未達到氨氮抑制預警值，但如繼續運行可能會產生氨氮抑制，實際工程中需進一步采取氨氮緩解措施并及時監測.

2.3 沼渣特性

最優條件〔進料TS含量為25%、有機負荷為10.5 g/(L·d)〕下廚余垃圾干式厭氧消化后副產物沼渣的基本理化性質、營養指標和重金屬含量檢測結果如表4所示，通過與相關標準對照，對廚余垃圾干式厭氧消化所產沼渣的土壤利用適用性和資源化利用潛力進行初步分析.

表 4 沼渣特性及資源化利用標準Table 4 Characteristics of biogas residue and standards for resource utilization

厭氧消化結束后所得沼渣含水率為79.51%，pH為7.68，EC為0.02 mS/cm. EC可用來評價沼渣中水溶性鹽含量，它們之間呈正相關，當EC超過3 mS/cm時，施入土壤后可能對土壤健康或者植物生長造成抑制[31]. Shen等[32]研究發現，沼渣資源化利用存在促進土壤次生鹽漬化的潛在風險，但由于廚余垃圾沼渣EC極低，幾乎可以避免此類問題. 試驗所得EC和pH均滿足《有機肥料》(NY 525—2021)和《綠化用有機基質》(GB/T 33891—2017)，但含水率高于《有機肥料》(NY 525—2021)和《綠化用有機基質》(GB/T 33891—2017)的要求，后續利用需先進行脫水處理.

沼渣有機質和總養分含量充足，有機質含量為81.80%；總養分含量為7.91%，其中總氮含量為5.55%、總磷含量為0.27%和總鉀含量為2.09%，滿足《有機肥料》(NY 525—2021)和《綠化用有機基質》(GB/T 33891—2017)，適宜進行土壤利用，增強土壤肥力，改善土壤環境，具有良好的資源化利用潛力.

GI值可作為植物生長介質中有害物質綜合毒性的評價指標，當GI值>50%，可認為對植物基本沒有毒害作用. 試驗所得沼渣GI值較低，僅為1.23%，表明廚余垃圾經干式厭氧發酵后的沼渣未腐熟，具有較大的植物毒性，需進一步處理以提高沼渣的腐熟程度.

由于廚余垃圾中重金屬含量不高，所以厭氧消化結束后沼渣中各重金屬占比也較低，其中Cd、Pb、Cr、As和Hg含量分別為0.28、0.94、1.23、1.68和0.03 mg/kg，均遠低于《有機肥料》(NY 525—2021)和《綠化用有機基質》(GB/T 33891—2017)限值. 研究[33]表明，重金屬的生物毒性不僅與總量相關，更大程度上由其所存在形態來決定，水溶態和可交換態為最易被生物吸收利用的形態，其次是碳酸鹽結合態和鐵錳氧化態，以上4種形態活性較大，易被植物吸收利用，是重金屬的有效態；而有機結合態、殘渣態的重金屬活性小，穩定性較強不易被植物吸收利用[34-35]. 從Cd、Pb、Cr等重金屬形態分布(見圖12)可以看出，厭氧消化結束后沼渣中Pb、As和Hg主要以殘渣態存在，Cd和Cr主要以有機結合態存在，Cd、Pb、Cr、As和Hg的有效態含量較低，分別為26.10%、15.01%、20.21%、34.04%和1.36%，較低的重金屬總量和有效態含量使其后續進行土地利用時所帶來的生態環境效應較小.

圖 12 沼渣中重金屬形態分布Fig.12 Distribution of different forms of heavy metals in biogas residues

3 結論

a) 調節進料TS含量可有效提高系統的產氣效能和VS降解率. 進料TS含量為25%時可獲得最高累計產甲烷量(16.81 L)和單位容積負荷累計產甲烷量(42.01 L/L)，通過修正的Gompertz模型對單位VS的累計產甲烷量進行擬合所獲得的動力學常數Rm(單位VS添加甲烷最大產率)和λ(遲滯期)值較為適宜，在獲得較優的單位VS添加甲烷最大產率的同時，遲滯期不會太長；VS降解率達72.29%，系統運行穩定.

b) 在設定進料TS含量為25%的基礎上，系統的有機負荷存在最優值，累計產甲烷量隨有機負荷的增加表現為先升高后減小，當有機負荷為10.5 g/(L·d)時，系統累計產甲烷量和單位容積負荷累計產甲烷量最高，分別為24.04 L和60.10 L/L，同時可獲得最高VS降解率(79.64%)和良好的工藝穩定性.

c) 廚余垃圾沼渣營養成分較高，生物毒性較低，有機質、總養分、重金屬、EC和pH等指標均滿足《有機肥料》(NY 525—2021)和《綠化用有機基質》(GB/T 33891—2017)的要求，重金屬有效態含量較低，具有良好的資源化利用潛力，后續經脫水處理降低含水率和好氧堆肥消滅病原菌、提高腐熟度后，可進行應用.