水分运移对填埋垃圾降解过程的影响模拟研究

周效志，桑树勋，曹丽文，刘会虎

（中国矿业大学 资源与地球科学学院，江苏 徐州 221116）

垃圾填埋场中既存在水分在重力作用下的自然运移，又存在渗滤液回灌作业下的人工运移，填埋体系水质水量变化必然对微生物代谢产生影响。对比研究不同水分运移方式下微生物代谢环境演化及垃圾生物质降解过程，对于揭示生物反应器填埋处置机理，实现垃圾填埋处理目标具有重要的指导意义。当前，国内外学者多从宏观角度研究生物反应器填埋渗滤液回灌作业对流体产生［1］、污染物去除［2－3］及填埋场稳定化的控制作用［4－6］，而从实际填埋场水力学特征入手，特别是多因素控制下的水分运移对微生物协同代谢环境影响的研究工作开展较少。

结合生活垃圾填埋场实际情况，通过室内模拟填埋实验对比研究了长期的渗滤液定期排放、大气降雨入渗与渗滤液全量回灌3种水分运移方式对填埋体系微生物代谢环境及生物质降解过程的影响，探讨了以促进微生物协同代谢为目的的生物气资源化填埋水分运移调控措施。

1 材料与方法

1.1 实验装置

模拟填埋实验装置如图1。反应器由PVC材料制成，内径φ＝9.0cm，高 H＝100.0cm，底部铺设d1＝5.0cm粗砾石层，中部为d2＝80.0cm垃圾层，上部覆盖d3＝5.0cm粗砂层。导气管与水封瓶相连，及时排出垃圾降解产生的气体。

图1 模拟填埋实验装置

A装置渗滤液定期排放，模拟填埋场内部水分重力运移；B装置渗滤液定期排放结合雨水顶部喷洒，模拟填埋场大气降雨及地表径流入渗；C装置渗滤液定期回灌，模拟填埋场水分人工运移。

1.2 垃圾组成

装填垃圾由人工配比而成，组成及各组分含量参照中国城市生活垃圾典型特征，又兼顾到高含水率及易降解性［7］。实验垃圾组成及各组分湿基含量见表1。

表1 装填垃圾组成及含量（湿基%）

将各组分机械破碎至2.0cm以下，然后均匀混合。测定垃圾初始含水率W＝73.6%，挥发性固体VS＝64.5%，灰分A＝35.5%。

1.3 实验过程

按图1装填实验材料，各反应器装填垃圾质量m＝5000g，初始容重D＝0.98g／cm3。向各反应器添加悬浮污泥浓度 MLSS＝6.42g／L，挥发性悬浮污泥与悬浮性污泥比值MLVSS／MLSS＝74.7%的厌氧活性污泥250mL接种启动。实验过程中，采用局限空间调温方式控制环境温度。根据环境温度的变化，将实验过程划分为2个阶段：

1）实验Ⅰ期（1～150d）：反应温度控制在15±2℃，每10dA装置渗滤液排空1次，B装置渗滤液排空后以模拟雨水自顶部喷洒，C装置以NaOH溶液调节渗滤液pH值至7.2后全量回灌。B装置模拟降雨入渗频率为10d／次，入渗量根据徐州市2000－2004年降雨量确定为110mL／次，pH＝6.58。

2）实验Ⅱ期（151～330d）：提高反应温度至35±2℃，除C装置渗滤液全量回灌前不再调节pH值外，各装置其它操作方式及频率不变。

1.4 监测指标与方法

填埋体系Eh值采用ORP－411测定仪监测，渗滤液pH值采用PHS－3C型精密酸度计测定。碳酸氢盐碱度ALK及NH4＋－N浓度采用联合蒸馏滴定法测定，CODCr采用重铬酸钾氧化法测定。为了减少取样损失，使渗滤液尽可能全量回灌，C装置渗滤液pH值调节前采集少量样品（2mL），样品稀释后进行ALK、NH4＋－N浓度及CODCr测定。

2 实验结果

2.1 Eh值

各装置Eh值变化过程如图2所示。

实验Ⅰ期，各装置Eh值随渗滤液排放及回灌呈周期性波动，说明样品采集及装置操作导致外界空气进入对密闭反应器内部环境产生了一定影响，且渗滤液回灌情况下的Eh值波动幅度较小。进入实验Ⅱ期，Eh（C）呈逐渐下降趋势，说明周期性取样回灌对填埋体系Eh值波动的影响已逐渐消除。

图2 填埋体系环境Eh值变化过程

2.2 pH值

各装置渗滤液pH值变化过程如图3所示。

图3 填埋体系环境pH值变化过程

实验Ⅰ期，各装置pH值快速下降并长期稳定在5.5～6.0。尽管C装置渗滤液回灌前进行了pH值调节，但各装置pH值差异并不明显，pH（C）仅略高于pH（A）与pH（B）。进入实验Ⅱ期，pH（B）与pH（C）快速升高，pH（A）长期稳定在5.5左右，三者间差异显著增大。

2.3 渗滤液产生量

各装置渗滤液累计产生量变化如图4所示。

图4 渗滤液累计产生量变化过程

实验Ⅰ期，V（A）、V（B）逐渐增加，V（C）长期稳定在25ml／kg MSW。进入实验Ⅱ期，V（C）快速增加，实验结束时略高于V（A）与V（B）。

2.4 NH4＋－N浓度

各装置渗滤液NH4＋－N浓度变化如图5所示。

图5 渗滤液NH4＋－N浓度变化过程

实验Ⅰ期，各装置渗滤液NH4＋－N浓度缓慢升高，且无明显差异。进入实验Ⅱ期，NH4＋－N（C）快速升高，并在实验后期稳定在2400～2900mg／L。

3 讨论

3.1 渗滤液排放对微生物代谢环境的影响

渗滤液定期排放对填埋体系最直接的影响在于改变了垃圾含水率。在不考虑垃圾固相生物质减少的前提下，计算各装置垃圾含水率的变化如图6所示。

图6 各装置垃圾含水率变化过程

渗滤液定期排放使A装置垃圾含水率由74.9%下降至58.4%，且实验Ⅱ期下降更快，因此难以长期维持微生物代谢适宜的湿度条件。随着反应的进行，环境湿度因子对微生物代谢的抑制作用将逐渐增强，并最终导致垃圾生物质降解的停滞［8］。

渗滤液定期排放使环境Eh值相对较高，长期维持在兼性厌氧微生物适宜的范围，且Eh值产生明显的周期性波动。由于Eh＞－300mV不利于专性厌氧产甲烷菌的代谢活动，因此A装置填埋垃圾降解以兼性厌氧微生物的水解产酸作用为主。持续的水解产酸主导作用使渗滤液pH值长期维持在5.5左右，对水解产酸与产甲烷微生物协同代谢也产生了一定的抑制［9］。

分析渗滤液定期排放使环境Eh值升高并产生周期性波动主要有2个原因：1）填埋场内部微生物随渗滤液排放而减少，造成微生物对生物质降解作用的不稳定；2）渗滤液排放使垃圾体部分饱水孔隙变为不饱水状态，导致垃圾体内部压力下降，外界O2通过气液疏排管道或覆盖层进入垃圾体，使环境Eh值迅速升高。在实验Ⅰ期，渗滤液定期排放使垃圾体中不饱水孔隙及微生物损失量不断增加，使Eh值波动具有明显的周期性；进入实验Ⅱ期，较高的反应温度促进了兼性厌氧微生物对填埋垃圾孔隙中O2的快速消耗，使填埋体系环境Eh值的波动幅度明显减小；当含水率降至湿度因子抑制微生物代谢时，Eh值在实验后期快速升高。

3.2 降雨入渗对垃圾生物质降解过程的影响

大气降雨与地表径流入渗向填埋体系补充了少量水分，使垃圾含水率下降速率变缓。与A装置相比，B装置垃圾含水率由74.9%下降至60.9%，说明地表水入渗对垃圾含水率调节作用较小（图6）。随着反应的进行，填埋体系环境湿度条件仍不能满足微生物长期稳定代谢的要求。

实验进行前300d，B装置Eh值在－300～－100mV范围内波动，环境Eh因子适于专性厌氧水解产酸菌代谢。由于B装置适于产甲烷菌代谢的Eh与pH环境条件在实验进行300d后才基本形成，因此垃圾生物质降解仍以微生物的水解酸化作用为主。在长期的水解酸化主导作用下，B装置CODCr累计净溶出量逐渐升高，且由于入渗水的持续冲刷作用，CODCr累计净溶出量与A装置相比增加了67.8%（图7）。

图7 各装置CODCr累计净溶出量变化过程

大气降雨与地表径流入渗减少了垃圾体中不饱水孔隙，一定程度上抑制了外界O2的进入，导致环境Eh值相对较低。然而，由于入渗水与渗滤液水质存在较大差异，因此周期性的渗滤液排放与模拟降雨入渗对填埋体系微生物代谢造成了较大冲击，这就导致B装置环境Eh值发生频繁的大幅度波动，严重影响了产甲烷菌为代表的厌氧微生物代谢［10］。

3.3 渗滤液回灌对垃圾生物质降解过程的影响

渗滤液全量回灌不仅减少了不饱水孔隙，避免了填埋体系微生物数量损失，而且使垃圾含水率始终维持在较高水平，使C装置Eh值相对稳定且呈逐渐下降趋势，为微生物种群间协同代谢创造了环境条件［11］。

实验进行70d后，渗滤液全量回灌C装置环境Eh值下降至－300mV，快速形成了专性厌氧产甲烷菌适宜的环境Eh条件。然而，由于实验Ⅰ期渗滤液pH值维持在6.0左右，不利于产甲烷菌的代谢，因此垃圾生物质降解以专性厌氧菌水解产酸作用为主。进入实验Ⅱ期，随着较高温度下产甲烷菌对有机酸的快速消耗导致pH值逐渐升高，Eh值进一步降至－450mV以下，适宜产甲烷菌代谢的环境Eh与pH条件才逐渐形成。可见，实验Ⅱ期C装置垃圾生物质降解在专性厌氧水解产酸菌与产甲烷菌的交替主导作用下进行。在这种交替的主导作用下，C装置CODCr累计净溶出量经历了先升后降的变化过程（图7）。

在实验Ⅰ期，尽管C装置采取了渗滤液pH值调节回灌措施，但填埋体系环境pH值并无明显升高，仍长期稳定在6.0左右。图8渗滤液碳酸氢盐碱度ALK监测结果表明：在实验Ⅰ期，C装置渗滤液ALK较低，对固相垃圾水解酸化产物的缓冲能力弱，是造成微生物代谢环境pH值持续较低的原因。在填埋场水解产酸主导作用阶段，仅通过碱性溶液调节渗滤液pH值的方式难以快速形成产甲烷菌适宜的pH条件。实验Ⅱ期，不进行渗滤液pH调节而采用渗滤液直接回灌，随着较高反应温度下产甲烷菌代谢活性增强造成有机酸的快速消耗，填埋体系环境ALK及pH值逐渐升高。因此，提高填埋体系产甲烷菌对水解酸化产物的代谢能力，形成多种微生物菌群的协同代谢作用，成为促进微生物协同代谢环境快速形成的根本措施。

图8 各装置渗滤液ALK变化过程

NH4＋－N是微生物生长所需的基本氮源，但高NH4＋－N浓度也会对其产生毒性作用［12－13］。已有的研究表明：当NH4＋－N浓度达到1500mg／L就会对产甲烷菌产生一定的抑制作用［7］，当NH4＋－N浓度达到3000mg／L时，这种抑制作用更为明显［14］。与A、B装置相比，C装置NH4＋－N浓度在实验Ⅱ期迅速升高，实验进行210d后长期稳定在2400～2900mg／L的较高水平，表明长期的渗滤液全量回灌对产甲烷菌代谢产生了不利影响（图5）。因此，渗滤液回灌前进行脱氮处理，可保证微生物协同代谢的顺利进行，进一步提高垃圾生物质产能。

3.4 反应温度对渗滤液回灌效果的影响

温度对填埋垃圾微生物降解过程影响显著［15－16］。当前研究表明：在15～35℃的中低温范围内，反应温度升高可显著增强微生物的降解能力［17］。在15±2℃的环境温度下，尽管渗滤液回灌使环境Eh、pH因子向适宜产甲烷微生物生长代谢的方向快速演化，但较低的反应温度影响了产甲烷微生物细胞内酶的活性，抑制了其对液相生物质的快速分解，因此15±2℃下的渗滤液回灌使填埋垃圾降解仍表现为持续的水解酸化过程。此外，由于渗滤液回灌使填埋垃圾时刻处于高浓度液相有机质环境中，对固相垃圾生物质水解也产生了明显的抑制作用。在这种抑制作用下，实验Ⅰ期C装置渗滤液累计产生量与A装置相比下降了70.9%，CODCr累计净溶出量与A装置相比下降了88.5%。当环境温度升高至35±2℃，填埋体系微生物细胞内酶的活性显著增强，在渗滤液回灌快速形成产甲烷菌适宜环境条件的配合下，填埋体系微生物菌群生长及优势菌群更替速率加快，导致回灌渗滤液中有机污染物的快速积累与消耗，NH4＋－N浓度迅速升高，CODCr累计净溶出量呈先升后降的变化趋势。

可见，填埋垃圾生物质的快速降解不仅需要适宜的填埋体系微生物代谢环境，还需要微生物菌群具有较强的生长及代谢能力。渗滤液回灌的调节作用可促进产甲烷微生物适宜环境的快速形成，控制合理的反应温度能够提高填埋体系微生物体内酶的活性，加快微生物的生长及代谢速率，因此环境温度的配合是对填埋场渗滤液回灌作业的基本要求。

3.5 生物气资源化地质填埋水分运移调控措施

对比不同水分运移方式对填埋场稳定化过程的影响，结果如表2所示。

表2 水分运移方式对填埋场稳定化过程的影响

从不同水分运移方式下的填埋垃圾降解过程对比来看：渗滤液定期排放、地表水入渗及渗滤液低温回灌都难以兼顾到垃圾填埋处理的快速减量化、环境无害化与高效资源化目标，只有在较高反应温度下的渗滤液回灌才能够满足缩短填埋场稳定化周期、降低填埋场环境污染控制难度、提高垃圾生物质产能的目的。

垃圾填埋场内部温度受到气候、地热及垃圾降解生物能等多因素的共同影响。在低纬度地区或夏季，随着深度的增加，填埋场内部温度逐渐降低，高纬度地区或冬季则相反［18］。为了保证垃圾生物气资源化填埋渗滤液回灌的增产效果，需要根据填埋场所处环境温度的差异合理选择渗滤液回灌方式。我国北方填埋场环境温度较低，宜采用地表下竖井式回灌的方式［19］；而南方填埋场环境温度较高，宜采用填埋场运行期间直接回灌或表面回灌的方式［7］，最终通过控制渗滤液回灌反应温度增强垃圾填埋无害化、资源化处置能力。此外，较高反应温度下的渗滤液回灌可造成NH4＋－N快速积累，并对产甲烷微生物代谢产生抑制作用，因此渗滤液回灌前需根据NH4＋－N浓度监测结果进行必要的脱氮处理，以保证渗滤液回灌效果。

4 结 论

1）渗滤液定期排放难以形成产甲烷菌适宜的环境Eh、pH及湿度条件，填埋垃圾生物质降解表现为持续的水解产酸过程。大气降雨及地表径流入渗对环境湿度因子的调节作用微弱，产甲烷菌代谢适宜的环境条件形成缓慢，且在入渗水持续的冲刷作用下，渗滤液CODCr累计净溶出量增加了67.8%。

2）15±2℃环境下的渗滤液回灌使其累计产生量减少了70.9%，CODCr累计净溶出量下降了88.5%，对水解产酸及产甲烷代谢产生了明显的抑制作用。当反应温度升高至35±2℃时，产甲烷菌适宜的环境条件快速形成，促进了填埋体系微生物的协同代谢。

3）反应温度对渗滤液回灌处理效果影响显著，环境温度的配合是对填埋场渗滤液回灌作业的基本要求。减少填埋场地表水入渗量、合理控制渗滤液回灌反应温度，并在渗滤液回灌前进行脱氮处理，可显著提高生活垃圾填埋处理的无害化与资源化水平。

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