填埋垃圾生物質三相演化過程與控制方法研究

周效志，桑樹勛，曹麗文，姬曉燕

(中國礦業大學 資源與地球科學學院，江蘇 徐州，221116)

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

實驗采用圖1所示模擬填埋裝置。柱體為不透明聚氯乙烯(PVC)材料，壁厚為1.9 cm，內部直徑為47.1 cm，高為200.0 cm，裝填物自下而上為100.0 cm襯墊黏土層、8.0 cm排水礫石層、80.0 cm填埋垃圾體及5.0 cm砂土覆蓋層。此外，實驗裝置還配備環境因子監測、LFG導排及滲濾液回灌系統。

1.2 垃圾組成

實驗裝填垃圾由人工配比而成。垃圾組成及各組分含量參照我國 MSW 典型特征[5]，又兼顧到垃圾生物質的高含水率與易降解性而確定。未加入塑料、泡沫、金屬、陶瓷等難降解成分，并以難降解且易破碎的爐渣、煤灰代替，便于固體垃圾樣品的采集與處理。垃圾組成及各組分濕基含量(質量分數)見表1。

表1 裝填垃圾組成及含量Table 1 Composition and content of materials %

1.3 實驗過程

圖1 模擬填埋實驗裝置圖Fig.1 Simulation device for landfill experiment

垃圾各組分粒徑機械破碎至2.0 cm以下，破碎后均勻混合。垃圾邊裝填、邊壓實，裝填量為112.0 kg，壓實密度為0.869 t/m3。在裝填過程中，以分層添加的方式進行厭氧活性污泥接種(懸浮污泥質量濃度為6.29 g/L，揮發性懸浮污泥與懸浮污泥質量濃度比為73.4%)，接種體積為5.0 L。實驗裝置置于室內，在室溫下反應，模擬實驗共歷時360 d。在實驗過程中，定期監測填埋體系環境因子及固、液、氣三相演化，每30 d將滲濾液收集后自頂部全量回灌。

1.4 監測指標與方法

各類監測指標與方法如表2所示。

表2 監測指標與方法Table 2 Monitoring indicators and methods

2 結果與討論

2.1 填埋垃圾降解三相演化過程

2.1.1 固相演化

在填埋場穩定化過程中，填埋體系生物不可降解物總量保持不變，因此，可基于不可降解物總量守恒來研究垃圾生物質總量的變化。在人工配比垃圾組成相對簡單的情況下，以灰分表示固相殘余物中不可降解物含量，揮發分表示可降解的有機質含量。在實驗過程中，每30 d利用土壤取樣器通過反應器上部的3個固體垃圾取樣孔自垃圾體軸心等量取樣500 g，所監測的固相成分演化數據處理結果如圖2所示。

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圖2 固相有機質總量m與水解速率常數kx變化過程Fig.2 Changing process of total solid organic fraction and hydrolysis rate constant

需注意的是：(1) 由于填埋垃圾降解固相殘余物組成均質性差，故采用4個平行樣品測試取均值的方法。誤差線圖中上限為測試結果的最大值，下限為最小值，中間點為 4個樣本算術平均值；(2) 水解速率常數kx根據垃圾有機質總量算術平均值計算；(3)m0為裝填垃圾干固體總質量，m0=28.47 kg。

在填埋垃圾降解過程中，固相有機質總量m1逐漸減少，其與裝填垃圾干固體總量m0的比值由實驗初始的62.4%下降至26.7%，實驗期內水解率達57.2%。實驗初期，固相垃圾有機質水解速率常數kx受垃圾體強非均質性及室溫變化的影響在 0～2.83×10-3d-1范圍內劇烈波動，實驗中期逐漸升高至4.05×10-3d-1，后期快速下降。

2.1.2 液相演化

滲濾液中揮發性脂肪酸(VFA)濃度及化學需氧量(ρ(CODCr))的演化過程如圖3所示。

圖3 VFA濃度與CODCr質量濃度變化過程Fig.3 Changes of VFA concentration and CODCr

從圖3可見：滲濾液VFA質量濃度與CODCr質量濃度具有相似的變化規律，都經歷了實驗過程前期持續升高、后期快速下降的過程。在實驗過程前190 d，VFA質量濃度逐漸升高并達到峰值 24.9 g/L(以CH3COOH計)；當實驗進行至 210 d，CODCr質量濃度達到峰值56.0 g/L(圖3)。

2.1.3 氣相演化

在實驗過程中，LFG產生及成分演化過程如圖4所示。

從圖4可見：在實驗過程前200 d，LFG產率很低；實驗進行250 d后，LFG產率快速增加，并在第290 d LFG產率達到峰值(3.38 L/(d·kg))；隨后LFG產率迅速下降，實驗302 d后LFG產率降至0.20 L/(d·kg)以下；在實驗過程前180 d，LFG中CO2體積分數逐漸升高至80.3%，而CH4體積分數持續較低；隨后，LFG中CO2體積分數快速下降，CH4體積分數迅速升高；在 LFG產率高峰期內，CH4體積分數維持在49.7%～70.4%；產氣高峰過去后，LFG中CH4與CO2體積分數分別維持在50.0%和45.0%左右。

圖4 LFG產生及氣體成分演化過程Fig.4 LFG production and composition evolution process

2.2 一次性填埋垃圾降解穩定性評價

填埋垃圾生物質降解是非產甲烷菌與產甲烷菌協同代謝的結果，因此，適宜的微生物環境形成對填埋垃圾穩定降解具有顯著的控制作用[13]。填埋體系氧化還原電位Eh與pH微生物環境因子演化過程如圖5所示。

圖5 填埋體系Eh與pH因子演化過程Fig.5 Eh and pH variation in landfill system

填埋體系產甲烷菌為嚴格專性厭氧微生物，與非產甲烷菌相比，其對微生物環境Eh和pH的要求更為嚴格[5]。從填埋體系Eh與pH的演化過程來看，產甲烷菌適宜的微生物環境難以快速形成直接導致填埋垃圾生物質降解不穩定。在實驗過程前250 d，填埋體系Eh偏高且存在較大波動，pH長期維持在-5.5左右，使產甲烷菌適宜的微生物環境難以快速形成，抑制了其對液相生物質的產甲烷分解；實驗進行250 d后，Eh進一步降至-480 mV以下，液相生物質分解使pH快速升高，產甲烷菌適宜的微生物環境條件逐漸形成，使其對液相生物質的產甲烷分解成為主導作用。

模擬填埋體系固、液、氣三相演化過程也表征一次性填埋方式下垃圾生物質降解的不穩定性。在實驗過程中，固相有機質總量在水解酸化菌作用下逐漸減少，其水解速率常數kx受填埋體系環境溫度及垃圾生物質降解難易程度差異的影響而呈現出明顯的波動(圖2)。實驗前期在水解酸化菌主導作用下，固相生物質水解產物在滲濾液中不斷積累，造成滲濾液VFA及CODCr質量濃度持續升高；隨著實驗后期產甲烷菌對液相生物質分解作用增強，VFA及CODCr質量濃度呈現出快速下降的趨勢(圖3)。從圖6所示的碳酸氫鹽堿度ρ(ALK)及氨態氮NH4+-N質量濃度變化來看，盡管一次性填埋方式下的滲濾液回灌可使ALK快速升高，在一定程度上抑制pH的快速下降[14]，但同時也引起了NH4+-N的不斷積累，特別是實驗后期NH4+-N質量濃度上升至1.5 g/L以上，能夠對產甲烷菌代謝產生明顯的抑制作用[15]。

圖6 滲濾液ALK與NH4+-N濃度變化過程Fig.6 Changes process of ALK and NH4+-N concentration

從LFG產生過程來看，由于填埋體系非產甲烷菌與產甲烷菌相互促進的協同代謝難以形成，兩者交替的主導作用直接導致了一次性填埋垃圾生物質降解具有產氣滯后時間長、產氣峰值高、持續時間短的特點(圖4)。

2.3 填埋垃圾生物質損失過程及規律性

基于固、液、氣三相演化的監測結果，填埋垃圾固相有機質累計水解量、液相CODCr質量濃度累計凈溶出量及CH4累計產生量的變化情況如圖7所示。

圖7 填埋體系三相演化過程Fig.7 Three-phase evolution processes in landfill system

由圖7可以看出：固相有機質累計水解量不斷增加，實驗期內累計達10.14 kg；液相CODCr累計凈溶出量在水解酸化階段逐漸升高至957.6 g，產氣高峰期后快速下降至 82.0 g；CH4累計產生量在水解酸化期持續較低，產氣高峰期迅速上升至999.8 L。產氣高峰后，氣、液兩相演化呈互為消長關系。

模擬實驗裝填垃圾主要由廚余、果蔬類成分組成，由單位質量干垃圾轉化為CODCr質量及CH4產氣量參數建立固、液、氣三相演化之間近似的定量關系[11,16]。即：1 kg固相有機質水解能夠產生650 g CODCr，這些CODCr分解能夠產生230 L CH4氣體。根據以上定量關系，將液相CODCr累計凈溶出量與CH4累計產生量轉化為對應的固相有機質水解量。數據處理結果見表3。

由表3可以看出：在實驗期內，填埋垃圾生物質損失量達5.48 kg，占固相有機質水解總量的54.04%。在水解產酸主導的實驗前期，隨著固相有機質的不斷水解，垃圾生物質累計損失量逐漸升高至7.15 kg，期內生物質損失率高達79.00%；進入產甲烷代謝主導的產氣高峰期，氣相有機質累計轉化量由0.07 kg迅速升高至4.35 kg，液相CODCr凈溶出量由1.49 kg迅速下降至0.41 kg，垃圾生物質累計損失量也呈現出快速下降的趨勢。

在填埋垃圾降解過程中，產甲烷菌適宜的微生物環境形成緩慢，使非產甲烷菌的水解產酸長期占據主導作用，造成水解酸化產物長期積累，并嚴重抑制了液相生物質的分解與氣相轉化，造成垃圾生物質累計損失量不斷增加。隨著產甲烷菌代謝能力的逐漸增強，液相生物質大量分解并轉化為LFG，在實驗過程前期，認為損失掉的部分以“懸浮物”或“顆粒物”形式存在的“沉積態”固相有機質被釋放出來，重新水解為“有效態”的液相有機質成分，導致產甲烷高峰期內垃圾生物質累計損失量下降[5,17]。從填埋場環境污染控制與LFG資源化開發的角度考慮，通過優化傳統填埋場結構與作業方式，使填埋體系快速形成產甲烷菌適宜的微生物環境，促進填埋場穩定化過程中非產甲烷菌與產甲烷菌的協同代謝，在控制滲濾液無組織遷移的同時降低水解酸化產物的液相積累，提高垃圾生物質的氣相轉化率，是實現生活垃圾填埋無害化與資源化處理的根本措施。

表3 填埋垃圾生物質轉化與損失過程Table 3 Transformation and loss of solid organic matter kg

2.4 垃圾填埋場生物質損失途徑與控制方法

若將垃圾生物質的非 CH4轉化定義為其損失過程，則填埋垃圾生物質損失主要體現在好氧微生物產CO2分解、滲濾液無組織擴散遷移、厭氧微生物腐殖化作用及微生物自身細胞合成4個方面。

在填埋垃圾降解初期，好氧微生物消耗垃圾體孔隙中的O2對有機質進行有氧分解并產生CO2；同時，好氧微生物代謝所攝取的有機營養大部分用來合成自身細胞物質，造成參與產CH4反應的垃圾有機質總量減少，LFG中CO2含量持續較高(圖5)。滲濾液在自身重力作用下向填埋場底部排水襯墊層多孔介質遷移，導致滲濾液體積減少及所攜帶的有機污染物被黏土顆粒大量吸附。在實驗過程中，反應裝置下部襯墊黏土層含水率由于滲濾液的不斷入滲而逐漸升高，使液相有機質損失成為垃圾生物質損失量不斷增加的主要原因[17]。此外，厭氧微生物腐殖化作用將垃圾生物質降解的中間產物重新合成為難以被產甲烷微生物分解的高分子腐殖質，并以顆粒或懸浮狀態存在于滲濾液中擴散遷移，也增加了垃圾生物質的損失量。

為了提高垃圾填埋場CH4產生量，促進LFG資源化開發，應從以下3個方面減少垃圾生物質損失。

(1) 抑制填埋垃圾生物質好氧降解。垃圾填埋后及時壓實，減少垃圾體中O2存儲的空間；嚴格執行日覆蓋、中間覆蓋與終場覆蓋作業，減少垃圾體中外界O2的進入量，縮短垃圾生物質好氧降解持續時間，減少垃圾生物質非產CH4轉化損失。

(2) 控制填埋場滲濾液遷移過程。通過構筑填埋場底部排水層與防滲層，優化滲濾液抽排工藝，提高滲濾液收集效率；結合滲濾液全量回灌措施，減少填埋體系液相生物質損失；促進液相生物質的快速消耗，降低滲濾液中有機污染物含量，減小單位體積滲濾液中生物質損失。

(3) 促進垃圾生物質的氣相轉化。通過對傳統填埋場結構與作業方式的優化，快速形成產甲烷菌適宜的微生物環境，提高產甲烷菌的代謝能力。通過微生物馴化、接種及其他人工誘導措施，促進填埋體系多種菌群的協同代謝，促進產甲烷菌對液相生物質的快速消耗，在減少液相生物質損失的同時，促進填埋體系懸浮、沉積態固相有機質水解與氣相轉化。

3 結論

(1) 生活垃圾在一次性填埋處理方式下，填埋體系產甲烷菌適宜的微生物環境形成緩慢，垃圾生物質降解前期以非產甲烷菌持續的水解產酸作用為主導，造成液相生物質不斷積累；穩定化后期以產甲烷菌代謝為主導，使LFG產生具有滯后時間長、產率峰值高、持續時間短的特點。

(2) 填埋體系持續的水解產酸作用導致垃圾生物質損失量不斷增加；產甲烷菌對液相生物質的快速分解使部分“沉積態”固相有機質被重新水解為“有效態”液相有機質，導致產氣高峰期內垃圾生物質累計損失量快速下降。抑制填埋垃圾生物質好氧降解，控制滲濾液無組織擴散遷移，快速形成填埋體系多種微生物種群穩定的協同代謝，避免液相生物質大量積累并促進其氣相轉化，是垃圾填埋場生物質損失過程控制的有效措施。

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