實驗室模擬生活垃圾生物反應器*

徐晶，劉洪杰，趙由才，宋立巖

（1.環境微生物與生態研究中心，中國科學院重慶綠色智能技術研究院，重慶400714；2.中國科學院大學，北京100000；3.同濟大學污染控制與資源化研究國家重點實驗室，上海200094）

·設計與探討·

實驗室模擬生活垃圾生物反應器*

徐晶1，2，劉洪杰1，2，趙由才3，宋立巖1，2

（1.環境微生物與生態研究中心，中國科學院重慶綠色智能技術研究院，重慶400714；2.中國科學院大學，北京100000；3.同濟大學污染控制與資源化研究國家重點實驗室，上海200094）

實驗室生物反應器模擬與垃圾填埋場現場實驗相比，具有周期短、可控性高、目的性強、取樣方便等特點，是目前廣泛應用的方法。但是關于生物反應器的設計與運行等方面沒有系統的資料與標準，生物反應器的設計與運行對于準確模擬垃圾填埋場垃圾降解過程至關重要。本研究根據國內外近20 a進行的垃圾生物反應器研究，從反應器設計、垃圾選擇與預處理及影響反應器運行因素3個方面進行綜述，為建立實驗室模擬生活垃圾生物反應器提供依據。

垃圾填埋場；生活垃圾生物反應器；實驗室模擬生活垃圾生物反應器

1 模擬填埋的生物反應器的必要性

隨著我國城鎮化進程的推進，城市生產生活過程中產生的垃圾日益增多。據《全國環境統計公報》2014年數據顯示全國已設生活垃圾處理廠（場）2 277座，全年實際共處理生活垃圾2.42×108t，其中采用填埋方式處理的共1.82×108t；2015年，全國設市城市生活垃圾清運量為1.92×108t，城市生活垃圾無害化處理量1.80×108t，其中，衛生填埋處理量為1.15×108t，占63.9%［1］。可見填埋依然是我國城市生活垃圾處理的主要方法。

20世紀70年代初美國Pohiand等率先通過實驗室模擬垃圾填埋場，研究滲瀝液回灌對于填埋場穩定化的影響［2］。20世紀90年代開始，國內開始了有關滲瀝液回灌及回灌對填埋場微生物結構變化的影響研究，實驗室模擬的垃圾降解規律及穩定化過程研究，垃圾填埋場中污染物降解與轉化利用，以及垃圾填埋場氣體回收利用等相關研究［3］。朱青山等［4］在恒壓條件下研究了氮、磷、鉀等添加物對垃圾表面沉降速度的影響，根據表面沉降速度與時間建立了數學模型，推算填埋場穩定化進程。王羅春等［5］通過模擬垃圾填埋場試驗，初步描述了填埋場穩定化過程。同時王羅春等［6］也探討了垃圾填埋場滲瀝液回灌對滲瀝液水質、垃圾降解、填埋氣、填埋沉降等的影響。

垃圾填埋場不僅是收納各種廢棄物（如廢棄金屬、塑料及纖維等）的地方，也是各種污染物的儲存庫（潛在的污染輸出源）。Oman C等［7］采用氣相色譜質譜聯用分析了滲瀝液中污染物情況，共檢測出45種有機污染物，例如具有致癌性［8］鄰苯二甲酸二酯（Phthalic acid diesters：PAEs）。近期，作為新興污染物的抗生素和抗性基因也在填埋場和滲瀝液中得到檢出。李蕾等［9］對國內某大型垃圾填埋場中抗生素和抗性基因的分布特征進行了系統研究，從垃圾樣品中均檢測出磺胺類和四環素類抗生素及相應的抗性基因，檢出的抗生素和抗性基因濃度均遠高于環境背景值，而且其分布特征與垃圾降解時間及含水率等具有關聯。黃智婷等［10］在上海2個垃圾中轉站和1個垃圾填埋場滲瀝液中均檢測出多種高濃度的抗生素和抗性基因。HolmJ等［11］調查了丹麥某城市的垃圾填埋場，發現其地下水中含有高濃度的磺胺類藥物104～106ng·L-1。

綜上所述表明：現階段衛生填埋是我國處置生活垃圾的主要手段；垃圾填埋場是一個新建的生態系統，新填埋垃圾和污染物與已填埋垃圾與污染物以及填埋場場地本身物質一起進行演化，其涉及的科學問題主要包括：①填埋場穩定化過程；②填埋場物質平衡；③填埋場能量回收；④填埋場污染物控制。進行上述問題研究的手段通常有實驗室模擬和現場實驗2種方法。由于現場實驗不可控因素較多，實驗周期長，而且基礎設施投入較大，故填埋場機理研究多采用生物反應器模擬衛生填埋場。建立一個高效的生物反應器不僅可以保證實驗順利進行，縮短實驗周期，而且可在可控的條件下盡量接近實際垃圾填埋場的環境，確保實驗連續取樣，使結果具有代表性。但是目前關于實驗室模擬衛生填埋場的生物反應器的設計及操作等問題沒有系統的資料與標準。因此，本研究根據國內國外近20 a進行的垃圾生物反應器研究，從實驗室模擬生活垃圾生物反應器設計、生活垃圾選擇與預處理，以及影響實驗室模擬生活垃圾生物反應器運行因素等3個方面進行綜述，為建立實驗室模擬衛生填埋場的生物反應器提供依據。

2 模擬填埋的生物反應器設計

趙由才等［12］研究中等規模模擬填埋場垃圾降解規律，結果表明：中等規模的模擬與幾十千克的小型垃圾柱的結果近似，重現性較好，說明利用模擬填埋場研究垃圾在填埋場中的降解規律是可行的。而實驗室模擬垃圾填埋場根據實驗規模與目的不同，反應器的型式、制作材料與規格等的選取不同。大型實驗模擬多采用方型反應器，磚砌混凝土結構［13-14］；中小型實驗室模擬一般采用柱型反應器，材料多數以聚氯乙烯（Polyvinylchloride：PVC）和有機玻璃制成；依據實驗目的設計生物反應器，其次也要考慮反應器對模擬實驗的影響，比如反應器幾何尺寸、材料等是否能夠滿足實驗要求，同時影響模擬實驗的因素也不容忽視，比如已定體積下，垃圾的壓實度對垃圾降解、產氣的影響等等。

綜合考慮各方面因素，優先滿足對實驗影響較大的因素，采用相對合適的反應器設計和操作。下面主要從承載量與壓實度、幾何尺寸角度介紹柱型小型實驗室模擬反應器的設計。

2.1 承載量與壓實度

承載量是指反應器能裝填物質的量或體積。實驗要求的承載量和填埋的壓實密度很大程度上決定了反應器尺寸形狀設計。雖然高壓實密度有利于節約空間，減少反應器的制作，但如果一個反應器的承載量太大，則易導致酸積累，降解過程受阻［15］。

提高壓實度可增加單位體積的填埋量、改變垃圾柱內部的水分含量和水分分布。填埋時，當垃圾水分含量低于飽和狀態時，垃圾壓實密度越大，單位體積垃圾內的水分越多，垃圾中微生物新陳代謝越活躍，有利于垃圾降解；當垃圾水分含量大于飽和含水率時，垃圾壓實密度越大，單位體積垃圾內的水分越少，垃圾中微生物可利用的水分越少，不利于垃圾的降解。同時也有文獻［2，16-17］提到：提高垃圾壓實密度可提高垃圾的氣體產率，加速垃圾的降解。但是垃圾過度壓實不僅會造成垃圾柱內含氧量減少，垃圾好氧降解過程不充分；也不利于回灌液下滲，水分分布不均造成局部積水，不利于滲瀝液水質的改善和甲烷的產生，影響垃圾快速降解［16-17］。孫曉蕾等［18］研究了不同垃圾壓實密度對室內模擬回灌型準好氧填埋場穩定化進程的影響，結果表明壓實密度為430.18 kg/m3時，滲瀝液水質得到明顯改善，垃圾柱累積表面沉降量最高，穩定速率最快。

2.2 幾何尺寸

在實際填埋場垃圾溫度受氣溫的影響大小與填埋深度成反比。有文獻［16］報道，當填埋深度大于2.1 m時，垃圾溫度受場地氣溫的影響不明顯，當填埋深度大于4～7 m時，則基本不受場地氣溫的影響。但在模擬垃圾填埋實驗中沒有相關研究證實。對于模擬消化反應系統中卻有相關報道［15］：大型反應器相較于小型的反應器，其內部溫度受外界晝夜溫差影響較小；指出：當消化池反應器徑高比在0.66～1.00范圍時，反應器單位體積的產氣能力最大；反應器深度為4.88 m，直徑為1.22～1.52 m時，其工作效率最好。本研究統計了相關文獻表明：實驗室模擬垃圾填埋實驗中徑高比多為0.27～0.38（參考表1），但在兩相型生物反應器中產甲烷反應器采用的上流式厭氧污泥床生物反應器徑高比也有為1∶8的［19-20］。古大田［21］從保溫角度，考慮產氣率以及費用等問題，通過推導計算得出了各型式厭氧消化器的最佳幾何尺寸，比如拱頂、平底圓筒形反應器最佳尺寸為R（圓筒半徑）=0.575 88 V1/3，D（圓筒直徑）=1.151 76 V1/3，h（拱頂高）=0.575 88 V1/3，H（圓筒高）=0.575 88 V1/3，Amin（最小表面積）=5.209 40 V2/3；同時得出在定容積下，各型容器最小表面積大小順序如下：球形＜蛋形＜拱頂錐底圓筒形（k=1/4，k=1/5）＜拱頂拱底圓筒形（k=1/4）＜截錐頂底圓筒形＜拱頂平底圓筒形＜拱頂拱底圓筒形（k=1/5）＜錐頂平底圓筒形＜平頂底圓筒形＜正方體形。又由于隨著反應器的高度增加，其內部壓力也會增加，而當壓力低于0.4MPa，對產氣沒影響，在高壓時，產氣率下降［22］，故在設計反應器高度時還應考慮壓力對產氣率的影響，控制好徑高比。古大田［21］也計算了最佳幾何尺寸容器的徑高比，結果如下：錐頂平底圓筒形、截錐頂底圓筒形、蛋形分別為0.82、1.25、0.826，而球形、拱頂錐底圓筒形、拱頂拱底圓筒形、拱頂平底圓筒形、平頂底圓筒形、正方體形均等于1或接近1。在設計模擬垃圾填埋實驗反應器時可參考上述結論。

表1 實驗中的反應器相關統計

3 垃圾分析與預處理

模擬填埋中垃圾是實驗重要的基質，實驗室模擬中選用的垃圾主要是2種：實際填埋垃圾和自配垃圾。自配垃圾的垃圾配比根據實驗目的設定，一般需要參照所研究地區的生活垃圾組成確定。填埋垃圾的成分、性質等不僅影響垃圾降解速率，也是選擇垃圾預處理方法的重要因素。因此填埋前了解垃圾的成分與特性，根據實驗要求選擇相應的預處理，是十分必要的。

3.1 垃圾組分分析

城市生活垃圾組分復雜，不同種類的垃圾其降解難易度不同，實驗室模擬填埋前進行垃圾組分分析，初步了解垃圾中物質類別及比例，分析垃圾的可降解性、降解周期，控制不利降解物質的量，有利于模擬實驗可行性及實驗結果討論分析。瞿賢等［29］分析了新鮮垃圾填埋層內固相生物質組分（總糖、蛋白質、脂肪、纖維素和木質素）的初期降解規律，結果表明：新鮮垃圾填埋后滲瀝液中高有機質主要來源于垃圾中原有總糖和蛋白質的快速水解發酵；產甲烷階段的主要碳源是纖維素，其水解速率可能是甲烷化過程的限速步驟；纖維素/木質素質量比可作為指示填埋垃圾穩定化的指標。Ogata Y等［30］研究了鹽度對垃圾厭氧降解和微生物群落的影響，結果表明鹽濃度為21 mS/cm不影響垃圾降解，但在35 mS/cm時抑制CH4產生，當達到80 mS/cm時不僅抑制CH4和CO2的產生，而且阻礙有機物的降解；而影響鹽濃度的物質中，銨含量水平對產氣的影響顯著，控制垃圾中銨濃度對促進垃圾生物降解至關重要。

3.2 垃圾預處理

城市垃圾不僅組分復雜，而且不易降解成分多，尤其是復雜的有機材料，使得垃圾生物轉化難以實現。常通過一些預處理破壞復雜的高分子結構促使其分解成簡單的單體，增加物質的溶解性、反應面積，加速水解作用，提高降解效率，實現生物轉化［31-32］。常采用不同類型的預處理（物理、化學、生物法及其組合）來提高復雜垃圾的生物降解性（表2）。

表2 預處理方法

3.2.1 機械預處理

機械預處理主要包括篩分、磁選和渦電流技術、近紅外檢測、沖擊式分離、破碎或粉碎等［37-38］。通過機械預處理分離出無機物，以便實現無機物的再循環，增加資源回收率［39］。其次通過物理機械預處理，改變垃圾中復雜物質的聚合度、顆粒大小，增加垃圾比表面積與均質性，比如機械破碎［37］。

在實驗室模擬垃圾填埋中，對垃圾進行破碎、混合，可減小垃圾粒徑，增大垃圾比表面積，擴大與微生物接觸面；也可以改善壓實效果，增加單位面積的填埋量；有利于均勻填埋，水分分布，促進生物降解，加快垃圾降解速度［2］。Jain S等［15］研究表明，物質的最大化利用率和物質尺寸成反比，反應器中填充物顆粒過大不利于產甲烷。Warith M［40］通過對比填埋垃圾有無破碎處理的實驗，發現對垃圾進行破碎處理，有利于促進垃圾生物降解。但是過度的破碎也會帶來一些不利的影響，易導致垃圾厭氧降解滯留在產酸階段［2］。

3.2.2 生物預處理

生物預處理的目的是通過增強水解作用強化消化過程［41］。生物預處理包括厭氧方法和好氧方法。好氧預處理，比如堆肥，在厭氧消化前進行堆肥，有利于增加生物量，強化水解過程，使復雜大分子轉化為簡單分子，提高垃圾的生物降解率，加速穩定化進程［15］。也有通過添加生物劑或接種，來增加垃圾中生物量，促進垃圾水解，比如：以成熟的堆肥物、活性污泥或真菌菌種為添加劑［31-32，37］。Fdez-GueelfoLA等［31］通過對有機垃圾進行預處理，結果表明，熱化學和生物預處理均可以加強水解作用和有機物溶解性。

3.2.3 熱化學預處理

熱處理是工業規模應用最廣泛和最成功的預處理方法之一。垃圾、污泥厭氧消化通過提高溫度（150～180℃），促進垃圾、污泥脫水，減少其粘黏度使膠體結構解體，加強后續的消化處理，同時有利于病原菌的去除［41-42］。據文獻［15］統計熱處理的溫度范圍在50～250℃均有報道，但是熱處理需借助外力升高溫度，經濟投入量相對其他方法要高。而相比于熱水解，堿處理需要的溫度較低，而化學反應釋放的熱量可以升高溶液溫度，因此化學預處理通常和熱處理相結合。

化學預處理是一種通過添加強酸、強堿或氧化劑來分解有機物的方法。酸處理可分解含高木質纖維素的物質，因為酸能破壞木質素結構，酸性環境有利于水解微生物生長。在酸處理期間最重要的反應是半纖維素水解為單糖，促進木質素凝聚和沉淀。但是酸性過強，易產生具有抑制性的副產物，比如：糠醛和羥甲基糠醛［15］。因此常采用稀釋酸和熱處理相結合的方法。在污水消化池中最常用的氧化劑是臭氧和過氧化氫。通過增加臭氧劑量加強臭氧化作用，引起污泥的局部溶液化并且增加產量。但是過高的臭氧量會導致溶解成分的氧化析出，降低溶解率。此外，它的氧化性會減少甲烷產量。在厭氧消化系統中堿預處理是常用的化學預處理方法，其最基本、最重要的反應是促使物質溶解和皂化，誘導固體顆粒膨脹，增加比表面積，增大物質和微生物接觸機會，同時利用添加的堿性物質來調節pH，改善厭氧消化的環境條件，使其有利于微生物生長，加速生物降解。添加的堿性試劑的處理效率依次是：NaOH＞KOH＞Mg（OH）2=Ca（OH）2；在一定范圍內，加大添加劑量和升高溫度，有利于污泥溶液化和增強厭氧生物降解；但是高濃度的Na+或K+會阻礙隨后的厭氧消化，故堿性試劑的添加量應在適宜的范圍［41］。化學預處理的效果取決于所運用方法的類型和所處理物的特征。但總體來說，化學預處理不適用于含有大量的碳水化合物的易生物降解的物質，因為降解加速易造成VFA的積累，從而不利進入產甲烷階段［15］。

4 影響生物反應器運行的因素

從本質上講，生物反應器型填埋是一種生物過程被強化了的衛生填埋技術，它通過有目的的控制填埋場內微生物的生命活動，使得填埋場內參與有機質轉化的微生物的種類、數量和活性提高，從而提高垃圾中有機組分的轉化效率和轉化速率［17］。其調控手段主要包括液體（水、滲瀝液）注入、覆蓋層設計、營養添加、pH調節、溫度調節和供氧等，其中滲瀝液回灌是生物反應器填埋場最常用的操作運行方式之一。通過滲瀝液回灌可以間接調控水分和pH，同時也可以作為營養物添加的途徑，調控C/N，在最優化的外界條件下最大化的使得生物反應器高效運作，從而克服了模擬垃圾填埋場垃圾降解的周期長，穩定化進程受阻，如酸積累使得酸化階段轉入產甲烷階段延緩等問題。

4.1 水分

微生物的生命活動離不開水［16］。垃圾水分含量是影響垃圾生物降解和穩定化的重要因素，適宜的含水率（通過比較不同含水率對垃圾的降解和穩定化的影響實驗，發現60%～75%的含水率最適宜垃圾降解［2］），有利于水解反應的發生，從而為垃圾中的微生物提供營養物質，有助于微生物繁殖，進一步促進垃圾降解［17］。研究表明填埋垃圾水分低于10%～15%時微生物生命活動停止［38］；低于40%會抑制微生物對垃圾的生物降解［43］。實際操作中調控垃圾的含水率常采用回灌滲瀝液的方法，這也有利于反應器中微生物的分布［44］。適度的水分流動可促進垃圾降解，但是如果回灌頻率過高，會引起飽和積水、酸積累等問題，降低垃圾降解速率。San I等［45］通過定期改變試驗回灌頻率、回灌量發現，實驗前期較低的滲瀝液回灌頻率有助于垃圾降解快速進入產甲烷階段，進入產甲烷階段后，較高的滲瀝液回灌頻率有助于固相垃圾的水解和填埋垃圾的最終穩定；結合垃圾降解速率、產氣量和滲瀝液理化指標綜合分析表明：后期回灌頻率為每周3次，每次回灌量不超過2L，實驗效果最好。

4.2 pH

適宜的酸堿環境有利于微生物的生長，過高過低的pH，會影響微生物膜表面電荷、膜的通透性及改變酶活性，進而影響微生物的新陳代謝。在填埋初始階段由于O2被逐漸消耗，垃圾由好氧降解轉為厭氧降解，而起主導作用的厭氧微生物的適宜pH范圍為6.8～7.4［17］。Jain S等［15］總結表明當pH保持在6.5～7.5范圍，微生物活性高，生物降解效果好，而低于6.5，高于8.0時均對產甲烷菌不利。隨著垃圾降解的推進，垃圾中的有機物的水解和發酵產生的有機酸令反應器中的pH持續下降（酸化階段中期pH最低可達5.0），產酸菌逐漸成為垃圾反應器中優勢群落；后期由于揮發性酸被消化和CH4的產生，pH開始上升，在此階段人為調控pH為6.8～8.0，有利于微生物群落的演變，促使反應進入產甲烷階段。Warith M［40］的實驗結果表明，產甲烷階段pH降低，產甲烷菌活性也相應的減少，同時pH與化學需氧量和生物需氧量呈負相關。因此，在產甲烷階段調控pH在一個合適的范圍，有利于保持氣體產量，促進垃圾降解［15］。

4.3 溫度

溫度對微生物的生命活動至關重要，適宜的溫度加快酶促反應速率，有利于微生物的新陳代謝，進而間接影響垃圾中有機物的分解。周效志等［46］通過控制模擬填埋的反應溫度，發現反應溫度在（15±2）℃時，滲瀝液回灌抑制微生物代謝，而反應溫度升到（35±2）℃，有利產甲烷菌的生長。也有研究表明在厭氧消化中有2個重要的溫度帶（35～38℃和50～65℃）決定著嗜溫型和嗜熱型2類微生物生長情況，從而控制消化效率［15］。可見，溫度對填埋垃圾的降解至關重要，適宜的溫度能夠提高反應器體系中微生物體內酶的活性，加快微生物的生長及代謝速率。

4.4 營養物

微生物生長繁殖需要營養物的供給。在填埋場垃圾是微生物的營養物質的來源［17］，垃圾中含有的營養元素的種類和數量影響微生物的生長繁殖。微生物生長所必需的營養成分包括碳、氮、磷以及其它微量元素等。除了需要保持足夠數量的營養成分之外，各營養成分之間還需要保持合適的比例，在厭氧消化系統中，一般認為碳、氮和磷的合適比例為100∶5∶1，如果碳量過高，氮、磷含量不足，則氮、磷就成為污染物分解的限制因子［2，47］。其中垃圾中碳與氮的平衡，即C/N尤為重要。據JainS等［15］研究表明，目前大多垃圾中的C/N在20/1～30/1范圍，而在厭氧消化（Anaerobic digestion：AD）過程有利于厭氧菌生長的最優C/N為25/1。不適的C/N可能導致氨氮（Ammonia Nitrogen：AN）濃度升高或揮發性脂肪酸（Volatile Fatty Acid：VFA）的積累，對AD來說，TAN和VFA是2個重要的中間物和潛在的抑制劑，高濃度的TAN和VFAs會使產甲烷菌活性減弱，甚至阻礙AD進程。黎乾等［27］利用模擬填埋垃圾生物反應器研究了回灌滲瀝液C/N對填埋垃圾堆反硝化性能的影響，結果表明：回灌滲瀝液的COD/NO-3-N比例對反應器的反硝化活性具有顯著性影響，當COD/NO-3-N從3.11提高到13.08時，反應器內硝酸鹽還原速率可從1.14 mg/（kg·h）提高到11.40 mg/（kg·h），當比值為6.37時，反硝化作用快速、穩定。

4.5 接種物

添加接種物可以快速啟動生物反應器，有效提高垃圾中微生物的種類和數量，從而提高反應器的消化能力，加快有機物的分解速度［43］。是否向反應器中添加“接種物”需要根據實驗內容與目的而定。最常見的“接種物”是含有豐富厭氧微生物的活性污泥或發酵液等。將垃圾與活性污泥、河道、湖泊淤泥、畜禽糞便等混合填埋，可增加填埋場內有益微生物的種類和數量［17］。Myers M等［43］以活性污泥作為接種物，建立對比試驗，結果表明，添加了活性污泥的反應器中的垃圾降解率明顯增高。Warith M［40］也在試驗中比較了添加活性污泥對垃圾降解的影響，結果發現，接種反應器中垃圾的降解率達50%，而未接種反應器中垃圾的降解率只有37%。說明添加接種物可明顯提高垃圾的消化率和減容量，增加填埋場的處理能力。李啟彬等［46］的試驗結果也顯示，滲瀝液在添加活性污泥后，有機物的分解速度加快，其中COD的下降速率較不添加污泥的提高了10%，并較早進入穩定產甲烷階段，產氣時間提前。

4.6 滲瀝液回灌

垃圾滲瀝液回灌技術利用回灌凈化滲瀝液，調控垃圾的含水率，實現內部營養比例調控，pH調控等，提高填埋氣產量和能量轉化利用，加速填埋場的穩定化過程［2］。San I［45］實驗室模擬研究滲瀝液回灌對固體廢物降解的影響，結果表明，采用滲瀝液循環回灌的生物反應器型填埋柱積累產氣量和填埋氣中CH4含量都要顯著高于沒有回灌的傳統衛生填埋。馬澤宇等［48］研究3種回灌方式下的填埋氣產氣規律，實驗表明與原液回灌型厭氧生物反應器相比，滲瀝液處理后回灌能加快甲烷穩定化過程。實際的大規模試驗中，滲瀝液回灌也被證明是調節垃圾水分和促進垃圾穩定化的有效手段。Townsend等［49］、Chan GYS等［50］進行的滲瀝液回灌試驗結果均表明，滲瀝液回灌有利于垃圾填埋氣產量和垃圾沉降速率。滲瀝液回灌也會影響穩定化進程，比如滲瀝液原液回灌易導致VFA積累，使垃圾降解滯留在酸化期［48］。回灌負荷會影響產氣效能，據楊國棟等［51］的實驗結果表明，較大的回灌負荷雖能促進產氣進程，但不利于系統溫度和產量效率的穩定化。關于最佳的回灌比相關的研究結果從回灌反應柱體積的13%到30%均有［52］。鄧舟等［26］的滲瀝液回灌量對其特征及填埋穩定化的影響的實驗結果表明：回灌填埋垃圾量5.3%的滲瀝液能更大程度地加速填埋場的穩定化進程，采用2.7%回灌比的能形成更好的微生物環境。楊巧艷等［53］通過模擬生物反應器填埋場實驗，研究了滲瀝液回灌頻率對產氣的影響，結果表明，較低的滲瀝液回灌頻率有利于生物反應器快速進入產甲烷階段，但不利于填埋垃圾的最終穩定。因此在設計滲瀝液回灌時應中和各因素，選取合適的回灌方式。

5 總結

與垃圾填埋場現場實驗相比，實驗室生物反應器模擬具有周期短、可控性高、目的性強、取樣方便等特點，是目前廣泛應用的方法。中等規模的模擬與幾十千克的垃圾柱的結果近似，重現性較好，表明了長期以來利用模擬反應器研究垃圾在填埋場中的降解規律是可行的。盡管實驗室生物反應器模擬可以較好反映實際填埋過程，但在反應器設計上還是存在一些不容忽視的問題，例如為了適應小規模模擬系統，垃圾需要破碎或進行相應的預處理，但目前在實際填埋場，大規模的垃圾破碎化或其他大規模的預處理無法實現，因此如果實驗需要填埋未破碎的垃圾模擬垃圾填埋場的異質性等，應采用大型的模擬反應器，如采用磚砌混凝土結構；小型的實驗室模擬雖然便于設計、控制，但是無法反映實際填埋場復雜多變的環境及垃圾的異質性，受外界溫度等的影響較大等，故在設計反應器時應根據實驗目的與要求而定，同時垃圾的含水率、滲瀝液回灌頻率、溫度、pH等參數對調控實驗進程至關重要。實驗模擬填埋場中，要根據實驗規模、條件和處理目標選擇適當填埋方式，設計生物反應器的規格與操作參數，以加速垃圾降解、縮短穩定化時間和節約成本及運行費用。

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Laboratory Simulation on Landfill Bioreactor

Xu Jing1，2，Liu Hongjie1，2，Zhao Youcai3，Song Liyan1，2
（1.Environmental Microbiology and Ecology Research Center，Chongqing Institute of Green and Intelligent Technology，Chinese Academy of Sciences，Chongqing400714，2.University of Chinese Academy of Sciences，Beijing100000；3.State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse，Tongji University，Shanghai200094）

Field experiment and laboratory simulation on landfill bioreactor（LSLB）are 2 widely used methodsto monitor the refuse decomposition.Comparing with field experiment，LSLB shows advantage in short cycle，better controllability，strong purpose，sampling feasibility，and so on.There is，however，little information and no standard on LSLB.The design and operation of LSLB is critical for accurately simulating refuse decompositionin landfill.Therefore，we reviewed the past 20 years research on LSLB world widely and concluded the common feature of LSLB in reactors design，refuse pretreatment，and factors influencing the reactor operation.The aim is providing the basic information for LSLB establishment to better modeling the refuse decomposition in landfill.

landfill；landfill bioreactor；laboratory simulation on landfill bioreactor（LSLB）

X799.3；TQ052

A

1005-8206（2017）04-0069-08

徐晶（1990—），碩士，主要研究方向為固體廢物處置與資源化。E-mail：xujing@cigit.ac.cn。

宋立巖，E-mail：songliyan@cigit.ac.cn。

生活垃圾衛生填埋場中抗生素和抗性基因的分布特征與遷移轉化規律（51578528）

2016-09-22