1 引言 (Introduction)

随着中国经济的快速发展，城市规模和人口数量增长迅速，伴随而来的城市生活垃圾污染问题也日益突出.准好氧生物反应器填埋场通过无动力供氧以及渗滤液回灌操作，可有效促进垃圾快速稳定化以及降低渗滤液氨氮浓度 (Reinhart et al., 1997; Chong et al., 2005; Huang et al., 2008)，目前对于准好氧生物反应器填埋场的研究主要集中于脱氮特性及稳定进程方面.Wang等 (2006)将渗滤液回灌至准好氧填埋场进行处理后，其氨氮浓度可低于10 mg · L^-1.霍守亮等 (2008)研究表明回灌型准好氧生物反应器填埋场在运行160 d后，渗滤液中氨氮和凯氏氮的去除率分别为97.7%和97.6%；同时与厌氧柱相比，渗滤液COD_Cr浓度降低更快，HA和FA含量的增加更明显，且水溶性有机物 (DOM) 的三维荧光光谱特性发生了较大变化，荧光基团从结构简单的类蛋白物质转变为结构复杂的类腐殖酸物质，而厌氧柱渗滤液DOM只是结构简单的类蛋白物质.王亚楠等 (2013)也发现与厌氧柱相比，准好氧柱显著加速了垃圾的稳定化进程，运行262 d后，渗滤液COD_Cr和挥发性脂肪酸 (VFA) 的去除率分别达98.0%和99.5%，NH₄⁺-N和TN的去除率高达96.3%和96.9%.

导气管为准好氧生物反应器填埋场的重要组成部分，空气主要由渗滤液收集管进入，通过导气管扩散至垃圾体 (Hanashima et al., 1981; Matsuto et al., 2015)，且有理论研究表明导气管管径是影响垃圾体内空气流动速度的重要因素 (Nobutoshi et al., 1997).唐平 (2002)发现导液管管径与导气管管径相同的情况下，更有利于渗滤液中污染物质的去除和加速垃圾中有机物的降解速率，且单纯增大导气管管径 (由Φ25 mm到Φ40 mm) 对于渗滤液水质的改善和加速垃圾降解影响并不显著.随后刘玉强等 (2006)通过差值分析，确定了准好氧填埋场的耗氧半径，且氧气浓度表现为上层>中层>下层.董路等 (2005)和张正安等 (2006)发现距导气管距离越近，区域氧气含量越高，垃圾的降解能力越强；距离导气管距离越远，区域氧气含量越低，甲烷体积分数越高.随后丁世存等 (2008)推导出了准好氧填埋场氧气水平方向的扩散方程，并得出其水平耗氧半径为94.2 cm，约为导排管直径的23.5倍.且岳波等 (2011)和张维等 (2012)对距导气管0、2.5、5.0、10.0和15.0 m处垃圾样品中甲烷氧化菌数量进行了监测，发现距导气管越远，甲烷氧化菌数量越少.此外，陈清华等 (2010)通过对回灌型准好氧模拟垃圾柱距离导气管不同距离处的沉降监测，认为直径为4.5 cm的导气管的影响半径约为240 cm.同时张维等 (2010)发现准好氧填埋体陈腐垃圾 (5 a填埋龄) 的BDM值显著低于厌氧填埋体，且随着距导气管距离的增加逐渐升高，随着填埋深度的增加而逐渐升高，距离导气管距离越大，层间BDM值差异越大.随后张志彬等 (2014)也发现导气管附近垃圾样品 (0 m) 胡敏酸含量和HA/FA比值的变化明显快于距离导气管较远 (15 m) 的垃圾.因此，导气管对准好氧填埋场碳氮污染物的降解影响很大，但目前主要集中于距离导气管不同距离处垃圾特性及氧气分布的研究，仅有杨红薇等 (2011)和丁婧等 (2015)对不同导气管管径的回灌型准好氧填埋场渗滤液产量及水质变化特性进行了研究，但仍少见不同导气管管径对准好氧生物反应器填埋场碳氮污染物转化情况的相关研究.

为此，本文基于室内模拟实验，建立不同导气管管径的3个准好氧生物反应器模型，分析各反应器碳氮污染物的转化情况，以探寻导气管管径对准好氧生物反应器填埋场碳氮污染物转化的影响，为加速填埋场的稳定化以及提高准好氧填埋场的脱氮效率提供理论基础.

2 材料与方法 (Materials and methods) 2.1 实验材料

模拟实验所用垃圾取自于西南交通大学九里校区北园教职工家属区的生活垃圾，填埋前对生活垃圾作简单分拣，剔除较大塑料袋，并将垃圾混合均匀，填埋垃圾组分及物化特性见表 1和表 2.

2.2 实验设计与运行

实验共设置3个不同导气管管径 (Ф25 mm，Ф50 mm，Ф75 mm) 的准好氧生物反应器填埋场模型装置.3个准好氧生物反应器填埋场模型均为高1280 mm，内径800 mm的PVC圆柱.由下到上分别为底座和渗滤液收集段，200 mm砾石层，2层土工布，950 mm垃圾，50 mm砾石层；垃圾柱顶部盖板1/2半径处设置1个渗滤液回灌孔 (Ф30 mm)，并在盖板反面设置圆形布水器进行回灌，其装置见图 1.为尽快产生渗滤液，对3个实验柱启动后一次性加入自来水19.5 L，产生渗滤液后，分别取样监测分析，0~43 d：3 d ·次^-1，43~337 d：6 d ·次^-1，337~561 d：14 d ·次^-1；对3个垃圾柱的初始垃圾样进行固相指标分析，实验结束日清空垃圾柱并堆成堆体，采用周边法 (CJ/T313—2009) 采集最终固体样品进行固相垃圾指标分析；实验过程中垃圾柱均置于室内环境中，未采取柱体保温措施，各个垃圾柱设计与运行情况见表 3.

2.3 测试项目与方法

渗滤液指标：化学需氧量COD_Cr：重铬酸钾法 (CJ/T 428—2013)；总有机碳TOC：燃烧氧化-非色散红外吸收法 (HJ/T71—2001)；总氮 (TN)：碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法 (HJ 636—2012)；氨氮：蒸馏滴定法 (CJ/T 428—2013).

固相垃圾指标：全氮 (TN)(韩志梅等，2012)：凯式定氮法；氨氮 (NH₄⁺-N) 参照土壤氨氮，采用氯化钾浸提-蒸馏法；有机质：重铬酸钾法 (LY/T1237—1999)；生物可降解度 (BDM)：重铬酸钾法 (王罗春等，2003).

2.4 数据处理

采用Origin 8.0和SPSS 18.0软件进行数据分析.

3 结果 (Results) 3.1 导气管管径对氮污染物降解的影响

总氮、有机氮、氨氮是衡量渗滤液水质的重要指标，考虑有机氮与氨氮变化规律基本一致 (王亚楠等, 2013)，本文以氨氮为例对脱氮效果进行分析.由图 2可知，实验运行过程中，3个垃圾柱渗滤液总氮浓度均呈现先快速上升再快速下降最后逐渐降低的趋势.这可能是由于填埋初期垃圾携带的氧气分解蛋白质形成大量小分子氮类物质和氨氮并溶于渗滤液中，导致渗滤液总氮浓度的快速上升，之后随着准好氧环境的形成，氮类物质发生硝化-反硝化反应，总氮浓度快速下降，后期由于硝化反硝化基质较少，因而总氮浓度呈缓慢降低趋势 (Berge et al., 2005).1^#、2^#、3^#垃圾柱运行的前28、25、25 d，总氮的降解均符合线性模型；总氮浓度达到最大值后，其降解符合指数衰减模型 (见表 3)，1^#、2^#、3^#垃圾柱总氮的降解速率分别为0.00323、0.01921、0.03121 d^-1，表明当导气管管径由25 mm增大至50 mm时，降解速率明显提高，由50 mm增大至75 mm时，降解速率也有小幅提高.其原因可能为1^#垃圾柱导气管管径最小，进入垃圾柱内的空气较少，硝化、反硝化过程进行缓慢，降解速率较小；当管径增大至50 mm时，进入垃圾体的空气量增加，其降解速率迅速提升；但管径进一步增大至75 mm时，进入的空气量可能大于垃圾体的实际需氧量，因而降解速率增加并不显著.垃圾柱运行561 d后，1^#、2^#、3^#垃圾柱渗滤液总氮浓度分别由最大值2888.75、2503.57、2369.75 mg · L^-1降至184.86、116.75、104.28 mg · L^-1，去除率分别为93.65%、95.02%、95.60%，表明准好氧生物反应器填埋场能有效地去除渗滤液中的含氮物质.

由图 3可知，3个垃圾柱渗滤液的氨氮与总氮浓度变化趋势基本一致，1^#、2^#、3^#垃圾柱运行的前37、34、34 d，氨氮的降解均符合线性模型；达到最大值 (2098.54、1797.31、1564.80 mg · L^-1) 后，其降解也均符合指数衰减模型 (见表 3)，1^#、2^#、3^#垃圾柱氨氮的降解速率分别为0.00474、0.02267、0.02552 d^-1.此外，1^#、2^#、3^#垃圾柱分别于填埋561、477、325 d时，渗滤液氨氮浓度已小于《生活垃圾填埋场污染控制标准》(GB16889—2008) 中表 2的氨氮排放限值 (25 mg · L^-1).因而，当导气管管径由25 mm增大至50 mm时，可明显提升总氮和氨氮的降解速率；但当管径进一步增大至75 mm时，渗滤液总氮和氨氮降解速率增幅不显著.

3个垃圾柱固相垃圾初始与结束日的全氮含量及去除率变化见图 4.垃圾初始全氮含量均为8293.92 mg · kg^-1，运行561 d后，1^#、2^#、3^#实验柱固相垃圾全氮含量分别为7406.00、4640.88g、3560.40 mg · kg^-1，分别去除了887.92、3653.04、4733.52 mg · kg^-1，去除率分别为10.71%、44.04%、57.07%.这可能是因为导气管管径越小，由导气管进入垃圾体内的空气越少，厌氧区域较大，硝化作用较弱，导致反硝化基质也不足，因此总氮去除率越低.

由图 5可知，垃圾初始氨氮含量均为336 mg · kg^-1，运行561 d后，1^#、2^#、3^#垃圾柱内垃圾的氨氮含量分别为266、154、110 mg · kg^-1，分别去除了70、182、226 mg · kg^-1，其去除率分别为20.83%、54.17%、67.26%.因此，导气管管径的增大有利于提高固相垃圾的总氮和氨氮去除率，且随着管径的增大，固相垃圾总氮和氨氮的去除率变化与渗滤液氮类物质去除率变化呈现相似规律.

3.2 导气管管径对碳污染物降解的影响

3个垃圾柱渗滤液COD_Cr值随填埋时间的变化见图 6.实验初期1^#、2^#、3^#垃圾柱渗滤液COD_Cr值均呈现快速上升趋势，最大值分别达到50781、39971、37109 mg · L^-1，且1^#、2^#、3^#垃圾柱运行的前28、28、22 d，COD_Cr的降解均符合线性模型.这可能是由于实验初期好氧反应为消耗有机物的关键因素，而垃圾中有机物的溶出速度大于好氧反应消耗有机物的速度，同时氧分压越高，其好氧反应速率越快 (Agdag and Spinza, 2004)，但由于1^#垃圾柱管径较小，进入垃圾体的氧气较少，因此好氧反应消耗有机物的速度较慢，出现了填埋初期1^#垃圾柱渗滤液COD_Cr浓度最大值大于2^#和3^#垃圾柱的现象.COD_Cr浓度达到最大值后，其降解符合指数衰减模型 (见表 5)，1^#、2^#、3^#垃圾柱的降解速率分别为0.01177、0.01617、0.0185 d^-1，表明当导气管管径由25 mm增大至50 mm时，降解速率明显提高，且由50 mm增大至75 mm时，也使得降解速率小幅提升.运行561 d后，3个垃圾柱渗滤液COD_Cr浓度分别为982、534、440 mg · L^-1，去除率可达98.07%、98.66%、98.81%.

由图 7可知，3个垃圾柱渗滤液TOC浓度均呈现出先快速上升再减小最后趋于平缓的趋势，这与渗滤液中COD_Cr浓度变化趋势呈现出一致性.1^#、2^#、3^#垃圾柱运行的前28、28、22 d，TOC的降解均符合线性模型；达到最大值后，其降解也均符合指数衰减模型 (见表 4)，1^#、2^#、3^#垃圾柱TOC的降解速率分别为0.0059、0.01253、0.01921 d^-1.运行561 d后，3个实验柱渗滤液TOC浓度分别为805、349、323 mg · L^-1，去除率分别为88.12%、94.21%、95.19%.由此表明，当导气管管径由25 mm增大至50 mm时，明显促进了渗滤液碳类有机物质的降解；由50 mm增大至75 mm时，对促进渗滤液中碳类有机物降解作用的提升较小.

3个垃圾柱固相垃圾有机质含量及去除率变化见图 8.初始填埋生活垃圾的有机质含量为538.25 g · kg^-1，运行561 d后，1^#、2^#、3^#垃圾柱内垃圾的有机质含量分别为379.67、322.74、277.36 g · kg^-1，分别去除了158.58、215.51、260.89 g · kg^-1，去除率分别为29.46%、40.04%、48.47%，表明导气管管径越大越有利于固相有机质的降解，由Φ25 mm增大至Φ50 mm及Φ50 mm增大至Φ75 mm时，有机质去除率分别提高了10.58%和8.43%.

由图 9可知，BDM值的变化趋势与有机质的变化趋势类似.3个垃圾柱的BDM初始值均为44.68%，运行561 d后，1^#、2^#、3^#垃圾柱内固相垃圾的BDM值分别为32.10%、27.25%、24.89%，去除率分别为28.15%、39.00%、44.29%.表明导气管管径越大，垃圾中可生物降解部分降解的速率越快，且当导气管管径由25 mm增大至50 mm时，明显促进了固相垃圾碳类物质的降解；由50 mm增大至75 mm时，固相垃圾碳类物质的去除率也有小幅提升.

4 讨论 (Discussion) 4.1 氮污染物转化分析

氮污染物在填埋场中以多种形态存在，通过各类微生物的作用，经历氨化、硝化-反硝化、厌氧氨氧化、同化等反应过程，在固相、液相和气相三相中相互转化，最终以N₂、N₂O和NH₃形式得以去除 (Onay and Pohand, 1998; Berge et al., 2006; Wang et al., 2013).在实验过程中，尽管每次取样都将消耗一定的氮污染物，但因每次取样量仅约10 mL，整个研究阶段取样次数共79次，故因实验取样共计损耗的总氮分别为0.0028、0.0013、0.0011 (g氮/kg干基)，分别仅占初始总氮含量的0.0338%、0.0157%、0.0133%，故在以下讨论时对此部分忽略不计.

3个垃圾柱的氮污染物转化分析见图 10.运行561 d后，1^#、2^#、3^#垃圾柱转移到液相的氮素均很小，其转化率分别为0.18%、0.10%、0.06%，这可能是由于固相垃圾中的氮类物质溶解在液相后，通过硝化-反硝化作用，大量转化为N₂或者N₂O，因而渗滤液中含氮物质浓度很低.但气化率分别为10.53%、43.95%、57.02%，后两者均高于准好氧填埋场有机物37%的气化率 (Matsufuji et al., 1997).因而，导气管管径的增大有利于填埋体内氮素的去除，由Ф25 mm增大至Ф50 mm时，氮素去除率显著提高，氮污染物的气化率约提高了33.42%；进一步增大至Ф75 mm时，氮素去除率继续上升，气化率也有小幅提高.

4.2 碳污染物转化分析

有机固体废弃物按照降解难易程度分为可降解有机固体废弃物和难降解有机固体废弃物.在垃圾填埋过程中，可降解有机固体废弃物在厌氧条件经历水解酸化、产氢产乙酸以及产甲烷过程得以降解 (Ding et al., 2001)，在好氧条件下通过三羧酸循环形成二氧化碳和水而去除 (Slezak et al., 2015)，而对于难降解有机固体废弃物，其生物降解作用较有限.

同样在不考虑实验取样导致碳污染物损耗的条件下，碳污染物3个垃圾柱的碳污染物转化分析见图 11.运行561 d后，1^#、2^#、3^#垃圾柱固相垃圾大部分转移至气相中 (30%~50%)，极少部分转移至液相中 (不足0.5%).随着导气管管径的增大，气化率越大，液化率越小，且当导气管管径由25 mm增大至50 mm时，明显加快了固相垃圾碳类污染物的降解，且气化率提高了10.74%；由50 mm增大至75 mm时，碳污染物的气化率也有一定程度提高.

此外，由于实际填埋场为连续作业，必然存在渗滤液外排现象，无法实现渗滤液全量回灌，存在大量碳氮污染物随渗滤液外排，其碳氮污染物的气化率必将低于本实验值，但上述研究结果对提高垃圾气化率具有一定的实际参考价值.

4.3 转化率相关性分析

3个垃圾柱碳氮污染物转化率的相关性分析见表 6.随着导气管管径的增大，氮污染物固相剩余率与液化率在0.05置信水平上显著正相关，与气化率在0.01置信水平上显著负相关，与碳污染物固相剩余率和液化率均正相关，与碳污染物气化率也负相关；碳污染物固相剩余率与液化率正相关，与气化率在0.01置信水平上显著负相关.由此表明，导气管管径越大，碳氮物质固相剩余率越低，溶于液相的碳氮物质含量越高，渗滤液在基于微生物过程的三羧酸循环、产甲烷以及硝化-反硝化的作用下，液相中的碳氮物质大量转移至气相中，产生CO₂、CH₄、N₂、N₂O等气体 (Shimaoka et al., 1997)，进而出现液化率越低，气化率越高的现象.

4 结论 (Conclusions)

1) 1^#、2^#、3^#垃圾柱渗滤液总氮与氨氮浓度的降解均符合线性-指数复合模型，当导气管管径由25 mm增大至50 mm时，可明显提升渗滤液总氮、氨氮的降解速率，其降解速率分别由0.00323、0.00474 d^-1提高至0.01921、0.02267 d^-1；当管径增大至75 mm时，渗滤液总氮、氨氮的降解速率也有小幅提高，分别为0.03121，0.02552 d^-1.

2) 1^#、2^#、3^#垃圾柱渗滤液COD_Cr与TOC浓度的降解均符合线性-指数复合模型，当导气管管径由25 mm增大至50 mm时，渗滤液COD_Cr、TOC的降解速率显著提高，其降解速率分别由0.01177、0.0059 d^-1增大至0.01617、0.01253 d^-1；当管径增大至75 mm时，渗滤液COD_Cr、TOC的降解速率继续增大，分别为0.0185，0.01921 d^-1，但增幅不明显.

3) 导气管管径的增大有利于填埋体内碳氮污染物的去除，由Ф25 mm增大至Ф50 mm时，碳氮污染物去除率明显提高，且只有很少部分转移至液相中，同时氮污染物和碳污染物的气化率分别提高了33.42%和10.74%；进一步增大至Ф75 mm时，碳氮污染物去除率也有一定程度提高.导气管管径越大，碳氮污染物固相剩余率越低，液化率越低，气化率越高.此外，实际填埋场的垃圾气化率将低于实验值，但上述研究结果对提高垃圾气化率具有一定的实际参考价值.

4) 应加强不同导气管管径条件下的准好氧生物反应器填埋场内部气体及微生物分布研究，深入了解导气管管径对碳氮污染物转化的影响.