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传统填埋场垃圾的降解过程，是一个同时进行着物理、化学和生物反应（生物反应占主导地位）的复杂而又漫长的过程，其实质是由多种细菌参与的多阶段复杂的生物化学过程。垃圾降解是微生物通过复杂的生化反应将垃圾体内固态有机成分最终转化为甲烷和二氧化碳的过程，在此阶段内会产生大量的热能，导致垃圾填埋体温度的升高。国际上大多研究资料表明[1]：垃圾填埋体内的温度处于20～80℃之间，但是温度在垃圾填埋体内的具体变化规律研究较少。因而系统研究城市生活垃圾填埋体温度变化规律，一方面对于丰富和发展垃圾降解理论具有一定的理论意义，另一方面可望为填埋垃圾渗滤液的污染控制和预测我国南北方填埋垃圾的稳定化时间提供参考。
国外学者对于垃圾填埋体温度变化的研究主要集中在进行现场测试，例如：Rees[2]的研究结果表明，随着填埋场深度的增加，垃圾层中的温度受外界气温的影响逐渐变小，当填埋深度大于2.1m时，其温度受场地温度影响不明显；当深度大于4.7m时，其温度不受场地温度影响。Kenneth等[3]和Barlaz等[4]对填埋场产气的最佳温度进行了探讨，研究结果表明，产甲烷的最适宜温度为41℃。Chaiampo等[5]研究了意大利一个填埋场内温度分布的状况，在1～2m处，堆体温度为10～15℃；在3～5m处，温度为35～40℃；在5～20m处，温度为45～65℃。LManna[6]运用钻机对意大利一垃圾填埋场不同深度的垃圾温度进行了测定，但没有对垃圾填埋体的温度变化进行深入研究。
我国学者关于城市生活垃圾温度方面的研究主要集中在温度对生物降解的影响。王罗春[7]对不同温度下垃圾的降解速度也进行了研究，结果表明垃圾的降解与垃圾所处的温度有很大的关系，当垃圾体温度处于41℃时，垃圾的降解速度最快。彭绪亚等[8]通过城市生活垃圾的填埋降解模拟实验，研究了不同温度、不同垃圾成份对垃圾降解及填埋气产生过程的影响。李帆等[9]研究认为，在准好氧填埋场中除了填埋层中氧气浓度对产甲烷过程有重要影响外，温度对于甲烷浓度也具有明显的影响。郭丽芳等[10]对垃圾准好氧填埋和厌氧填埋的酸积累程度进行了对比试验研究，结果表明，模拟垃圾柱外环境温度对填埋垃圾柱的影响较大，较高的温度有利于固相垃圾的分解和有机物的降解。
1试验部分
1.1试验目的
模拟厌氧填埋场中垃圾填埋体总体温度变化情况，通过对模拟垃圾柱渗滤液相关指标的监测分析，研究不同降解阶段垃圾填埋体温度变化趋势。
1.2试验装置
试验装置如图1所示。装置由模拟垃圾柱、灌水系统和排水集气系统3部分组成。模拟垃圾柱采用PVC管制作，内径400mm，高为2000mm，覆盖层表面积为0.1256m2，分别设导气管孔，排液孔（网）及生物可降解物（BDM）分析取样孔等，并考虑保温措施的安装要求。为保证水分均匀渗入填埋体内，在试验垃圾柱的顶盖下部设置均匀布水器，该布水器由螺旋穿孔管制作，并与一个5L的下口玻璃瓶连接，组成灌水系统，以模拟填埋场区降雨入渗量。同时，顶盖所有接口处用玻璃胶密封并用螺栓紧固，使其严格密闭以保证填埋柱内的厌氧环境。此外，在垃圾体的上部覆以40mm的砾石，其上覆以1700μm铁丝网，以保证垃圾填埋体的均匀沉降。试验垃圾柱下部为集液区，收集垃圾产生的渗滤液，并接渗滤液收集管，在填埋体下部放置一张1700μm铁丝网，其下为40mm的砾石层，起导流渗滤液的作用，并防止渗滤液带出的粗大物体堵塞渗滤液收集管。试验垃圾样品采用成都长安垃圾卫生填埋场进场新鲜垃圾，由于模拟试验垃圾柱与实际填埋场相比尺寸较小，试验前将所有垃圾切成5cm大小，并剔除其中较大的玻璃瓶、砖土等无机物，混和均匀后再装入柱中。装填压实采用人工方法，压实工具为金属圆盘（直径0.4m）和重锤，每次装一定量垃圾压实到一定厚度后，再装填垃圾，最终垃圾压实厚度约1.67m。装填垃圾初始组成成分见表1，初始温度为室温，质量130.6kg，体积为0.210m3，密度为622.3kg•m3，含水率为53%，VS含量为37.84%，BDM含量36.70%。
1.4试验运行方式
在完成室内垃圾破碎、混匀及装填工作后，对整套模拟装置进行封顶，保证垃圾柱的密封性，从而保证模拟垃圾柱内垃圾与外界空气隔绝。由于在垃圾分选、破碎和混匀的过程中，微生物的生境被破坏，所以在垃圾装填完成以后在室内静置2个月，以建立新的微生物生存环境，使垃圾内微生物大量繁殖。考虑到水是微生物代谢过程中必不可少的，垃圾水分含量高，能使垃圾体内微生物容易得到营养物质，有利于微生物繁殖，从而加快垃圾降解速度。试验启动后，对垃圾柱进行模拟降雨灌水，其灌水量根据成都市龙泉驿区气象局2004年各月逐日降雨量统计资料，采用SCS模型计算所得的日入渗量回灌清水。
1.5试验监测指标及方法
试验共进行210d，试验期间，每天记录各试验垃圾柱温度、渗滤液产量和产气量。并分别对垃圾柱渗滤液COD、氨氮质量浓度和填埋气体中CH4质量浓度进行监测。监测时每次取样约150mL，监测频率为每周1次。其中，COD采用标准重铬酸钾法测定；氨氮采用纳氏试剂光度法测定；填埋气体中CH4采用便携式四组分气体红外分析仪测定。
2结果与讨论
2.1垃圾柱渗滤液COD、氨氮、CH4变化趋势及分析
试验启动后，由于固相垃圾水解，模拟垃圾柱渗滤液COD逐渐升高，其变化趋势如图2所示。由图2可知，当试验进行到第42d时，模拟垃圾柱渗滤液的COD上升到试验期间的最高点81301mg﹒L-1此后，由于产甲烷活动开始，模拟垃圾柱渗滤液COD开始快速下降，降到6000mg﹒L-1时，其衰减速率又变得非常缓慢到试验启动140d后，垃圾柱渗滤液COD降到62500mg﹒L-1开始直线下降，并逐渐稳定。
与此同时，渗滤液氨氮质量浓度也逐渐升高，变化趋势如图3所示。其原因为由于此时和垃圾一起装填进来的空气比较充足，填埋垃圾中蛋白质等大分子物质在有氧的条件下进行氧化性脱氨，生成大量的氨氮和氨基酸等物质。过量的氨氮溶于渗滤液中，造成渗滤液中氨氮含量大幅度上升。试验中氨氮质量浓度的短暂下降，是由于垃圾体中空气的消耗，垃圾正在从好氧状态向兼氧和厌氧状态转化，氧化性脱氨逐渐减少而非氧化性脱氨反应增强，氨氮产量有所降低。此时的兼氧和厌氧状态较适合进行硝化和反硝化作用，以上2种原因造成了渗滤液中氨氮质量浓度的降低。随着厌氧环境的逐渐建立，渗滤液中的氨氮不能够和氧气发生硝化反应，从而也就失去了进一步发生反硝化反应转化为N2而被去除的机会，所以当试验进行到175d时，模拟垃圾柱渗滤液氨氮质量浓度又出现一个极大值，达到了2382.8mg•L-1，此后，渗滤液氨氮质量浓度也开始快速下降，其原因可能是由于垃圾降解已经到了末期，随着灌水的进行，氨氮的质量浓度被进一步减小。
随着试验进行，产甲烷环境开始建立，垃圾模拟柱中气体CH4呈上升态势，其变化趋势如图4所示。由图4可知，试验进行到126d，模拟垃圾柱中气体甲烷体积分数达到48%，至147d，模拟垃圾柱填埋气体中CH4体积分数均稳定在57%左右达到第一高峰。随后填埋气体中CH4含量逐渐升高，到182d时达到整个试验过程中气体甲烷含量的最高值61.5%。在这之后，甲烷含量开始降低，这也与COD、氨氮变化基本一致。也就是说垃圾的降解基本完成，即将进入垃圾稳定期。
由垃圾渗滤液COD、氨氮、CH4变化趋势分析可以看出，试验启动后35d以前是垃圾柱降解的第1阶段（好氧分解阶段）。在此阶段，填埋垃圾中易降解有机物迅速与装填垃圾时夹带的氧气（空气）发生好氧生物降解反应，生成CO2和H2O。因而渗滤液中有机物质含量相对较低，致使COD相对较低，氨氮质量浓度处于上升；试验启动后35～126d则是对比垃圾柱降解的第2阶段（厌氧分解的产酸阶段）。在此阶段，随着垃圾层内氧气的耗尽，有机垃圾降解由好氧降解逐步过渡到缺氧及厌氧降解。含氮有机物、碳氢化合物被转化为水溶性的小分子有机物，如微生物原生质、醇类或糖类、各种有机酸。除少部分被硫酸盐和硝酸盐还原消耗掉，大部分产物都积累在渗滤液中。因此渗滤液的COD逐渐上升至较高水平，并呈波浪状波动；试验启动126d以后，则是对比垃圾柱COD降解的第3阶段（厌氧分解的产甲烷阶段）。在此阶段，产甲烷菌逐步繁殖，其将上一阶段的产物H2、CO2、甲酸、乙酸、甲醇、甲胺等转化为甲烷和CO2等气体，从填埋层中释放出来。正是由于构成COD的有机碳物质多以CO2和CH4的形式逸出，才使渗滤液中的COD开始逐步降低，甲烷含量开始增加。
2.2垃圾温度变化趋势及分析
垃圾温度变化趋势如图5所示。由图5可知，随着时间的推移，垃圾温度逐渐升高，在到达一个最大值后，又开始下降。总体而言垃圾温度呈现一个现升高后降低的趋势。同时从图5中可以看出，温度在升高的过程中会出现部分时间段内的降低，而且处于不同降解阶段时，垃圾温度变化有所不同，按照试验中对此次垃圾降解阶段的划分，可以将垃圾温度变化分为3个阶段。
垃圾柱降解第1阶段（好氧分解阶段，1～35d）。在此阶段，垃圾的温度开始上升且增长较快，这是因为垃圾的微生物降解已经开始，其降解对象主要为易降解有机物。垃圾温度在此阶段内出现一个温度降低的拐点，这可能是因为由于垃圾的重新装填破坏了原有垃圾填埋体内垃圾微生物生存环境，各类微生物需要重新适应新的环境，导致在这一段时间内，微生物降解速度较慢，同时由于灌水（一般自来水的温度大约在10℃左右）的影响，大量的热量被水带走，因此温度会在一段时间内出现下降的现象。但是总体而言，温度在好氧分解阶段处于上升变化的趋势。
垃圾柱降解第2阶段（厌氧分解的产酸阶段，35～126d）。在此阶段，温度经历了先升高后降低的变化现象。好氧分解阶段结束后，温度会出现短暂时间内的下降，到39d时达到厌氧分解的产酸阶段的温度最低值16.5℃，这主要是因为有氧消化及厌氧消化释放出的热量不同。有氧消化过程短暂而剧烈，释放大量热。Robinson[11]的研究表明好氧消化每kg葡萄糖释放6384kJ能量，其中91%表现为热能形式。厌氧消化比有氧消化释放热量少得多，Pirt[12]通过试验计算出厌氧消化每kg葡萄糖仅仅释放37.8kJ能量，而且大约只有3%表现为热能形式，其余大部分热量则储存于CH4中。由于氧气的消耗完毕，厌氧菌才开始生长，导致厌氧降解微生物不足，释放热量不足以维持垃圾填埋体温度，因此温度会出现短时间内的下降。随着厌氧微生物的增加，温度又逐渐升高，在试验57d时达到整个试验过程中的最高值25.6℃。随后的一段时间内，温度又有所下降，在试验进行到67d时温度下降至22.0℃，温度下降的原因可能是因为垃圾填埋体中的难降解的小分子有机物随着降解的进行含量愈来愈少，而大分子有机物降解为小分子有机物过程尚未完成。因此，微生物降解过程受到一定程度限制，其释放的热量不足以抵消垃圾填埋体的热量损失，垃圾填埋体温度短期内下降。随后温度又开始上升，在试验进行到73d时，温度达到24.2℃，这是因为垃圾填埋体中再生出可供微生物降解的小分子有机物，微生物的生物活性得到恢复，降解反应过程逐渐恢复，因此，垃圾填埋体温度再次呈现上升的趋势。此后温度将保持持续下降的趋势。
垃圾柱降解第3阶段（厌氧分解产甲烷阶段，126d以后）。在此阶段内，温度会保持持续下降的现象，这种现象是多方面因素综合作用而导致的。填埋体内垃圾有机物随着分解反应的进行消耗殆尽，微生物的营养端出现短缺，消化反应受到限制。另外，微生物消化反应产生的某些限制因子也阻碍了降解过程的进行，填埋体内热量来源不足以抵消诸如热传导、热扩散等带来的热量消耗，从而温度开始缓慢下降。这也与垃圾降解第2阶段后半程温度下降的现象一致。
总的来说，填埋体热量获得主要来源于微生物的消化反应，任何影响消化反应进行和速率的条件都可对填埋体的温度变化产生作用。另外，填埋体温度高于周围环境温度，根据热传导相关理论，填埋体从装填入垃圾开始就一直向周围环境传输热量，也就是说，填埋体的热量散发主要是热传导过程。因此，2个过程的相互作用导致了温度的变化。
