目前，卫生填埋是国内处置垃圾最主要的方式^[1]，在卫生填埋过程中会产生大量的渗滤液，渗滤液必须处理达标才可排入环境. 反渗透膜分离技术是依靠反渗透膜在压力下使溶液中的溶剂与溶质实现分离的技术，欧美发达国家早在上世纪90年代就将其应用在渗滤液的处理上^{[2, 3, 4]}. 在国内，随着垃圾渗滤液新标准的颁布以及2011年的开始实施，反渗透膜分离技术也开始广泛应用在垃圾渗滤液的处理上^{[5, 6, 7, 8, 9]}. 膜分离技术在渗滤液处理上的应用有效地解决了渗滤液处理出水达标的问题，可却产生了难以处理的渗滤液反渗透浓缩液，其产生量较大，为渗滤液进水的13%~30%，水质复杂，盐分、 重金属含量高，可生化性差，难以处理^{[10, 11, 12]}. 渗滤液反渗透浓缩液的处理问题已成为制约反渗透膜分离技术在渗滤液处理应用上的瓶颈.

渗滤液反渗透浓缩液的处置方式目前有蒸发、 高级氧化、 固化、 回喷焚烧以及回灌等^{[13, 14, 15, 16, 17]}，由于回灌成本低，在我国回灌是实际工程应用最多的方式. 有学者对特定填埋体回灌出水化学需氧量(COD)、 氨氮(NH⁺₄-N)的影响及回灌填埋体的稳定、 注水水量等问题进行了研究^{[18, 19, 20, 21, 22]}，表明回灌对COD、 NH⁺₄-N有较好的处理效果，但对渗滤液反渗透浓缩液中盐分、 重金属的迁移转化少有报道，而此类物质难以降解，在回灌系统中可能会逐渐累积，进入渗滤液的处理系统，进而影响垃圾填埋场渗滤液处理工艺的正常运行^[12]. 因此有必要系统地对回灌出水各类指标进行分析，以更全面、 客观地掌握回灌出水水质规律. 另外不同填埋年份的垃圾具有不同的特征^[23,24]，因而可能会影响渗滤液反渗透浓缩液的回灌出水水质. 而目前渗滤液反渗透浓缩液的回灌主要是选择正在填埋的垃圾区作为回灌填埋体，此方法可加速垃圾稳定，但是其内部环境可能不利于难以降解的盐分、 重金属等物质的截留，导致回灌出水物质累积; 矿化垃圾由于孔隙率高可能会有利于对盐分、 重金属等物质的截留，也可能带来其他指标的变化. 因此笔者选用3个代表性年份的垃圾作为填埋介质在实验室设计3个垃圾柱，采用渗滤液反渗透浓缩液回灌，全面研究了回灌出水水质的变化规律，以期为综合评价回灌的优劣提供客观的参考，为更科学合理的选择回灌填埋体提供一定的理论依据.

实验装置采用300 mm×1 100 mm的聚氯乙烯(PVC)柱. 底部为液体收集管，PVC柱内由下到 上分别为：200 mm砾石排水层+土工布+800 mm 垃圾层+50 mm的砾石布水层. 垃圾装填量为56.5 kg，装填体积0.056 5 m³，装填密度为1 000 kg ·m^-3. 实验装置结构见图 1.

图 1

Fig. 1

图 1 实验装置结构示意 Fig. 1 Sketch of experimental device structure diagram

1.2 实验材料 1.2.1 实验垃圾

实验垃圾取自成都市某垃圾填埋场，填埋龄分别为1、 5和15 a. 实验装填垃圾的物化特征见表 1所示. 1 a垃圾酸碱度(pH)值最低，其他各项指标均最高; 15 a垃圾pH值较高，其他各指标均最低，已完全具备矿化垃圾的特征; 5 a垃圾各指标值介于1 a、 15 a之间，已经接近于稳定状态.

表 1(Table 1)

表 1 装填垃圾物化特征Table 1 Physical and chemical characteristics of filling wastes 样品 pH 含水率/% 电导率 /mS·cm-1 有机质 /g·kg-1 BDM/% Cr /mg·kg-1 Zn /mg·kg-1 Cu /mg·kg-1 Ni /mg·kg-1 1 a 7.19 44.44 7.536 347.15 18.9 421 2 978 239 197 5 a 7.33 31.29 3.930 222.28 13.7 365 2 148 183 121 15 a 7.94 25.62 2.185 173.77 5.43 216 909 148 69

表 1 装填垃圾物化特征Table 1 Physical and chemical characteristics of filling wastes

1.2.2 渗滤液反渗透浓缩液

实验用渗滤液反渗透浓缩液取自上述垃圾填埋场经膜生物反应器(MBR)+反渗透(RO)联合处理后RO截留的液体. 水质分析指标见表 2，其电导率高，离子浓度含量高，含有一定的重金属.

表 2(Table 2)

表 2 渗滤液反渗透浓缩液水质特征Table 2 Characteristics of leachate reverse osmosis concentrate 指标 pH 电导率 /mS·cm-1 总有机碳 /mg·L-1 COD /mg·L-1 Cl- /mg·L-1 SO2-4 /mg·L-1 HCO2-3 /mg·L-1 NO-3 /mg·L-1 数值 7.67 64.45 1 540.75 2 854.9 16 458.58 1 055.21 3 099.49 7 637.68 指标 Ca2+/mg·L-1 Mg2+/mg·L-1 Na+/mg·L-1 K+/mg·L-1 Cu/mg·L-1 Zn/mg·L-1 Ni/mg·L-1 Cr/mg·L-1 数值 1 763.98 742.55 10 348.85 7 360.71 0.064 2 1.052 1.602 0.610

表 2 渗滤液反渗透浓缩液水质特征Table 2 Characteristics of leachate reverse osmosis concentrate

1.3 实验设计 1.3.1 浓缩液回灌设计

实验设计了3个垃圾填埋柱进行不同年份垃圾回灌的对比研究. 3个垃圾填埋柱分别是：1 a垃圾填埋柱(以下简称1 a柱)装填垃圾是填埋龄为1 a的垃圾; 5 a垃圾填埋柱(以下简称5 a柱)装填垃圾是填埋龄为5 a的垃圾，15 a垃圾填埋柱(以下简称15 a柱)装填垃圾是填埋龄为15 a的垃圾. 根据文献^{[25, 26]}以及课题组前期的研究基础设计的具体实验方案见表 3,不同的垃圾填埋柱每日回灌量、 布水方式、 频次以及回灌速度均相同，实验天数均为24 d，整个实验均在室温(15～28℃)运行.

表 3(Table 3)

表 3 浓缩液回灌设计Table 3 Experimental design of concentrate recirculation 序号 填埋介质 每日回灌量 布水方式 频次 回灌速度 1 2 3 1 a垃圾 5 a垃圾 15 a垃圾 3 L 全分布(人工喷淋)，上层铺加 砾石层，采用喷壶人工模拟喷淋 1次·d-1(每日09：00) 0.15 L·min-1

表 3 浓缩液回灌设计 Table 3 Experimental design of concentrate recirculation

1.3.2 监测指标及方法

为全面反映渗滤液反渗透浓缩液回灌出水的水质情况，选择pH、 盐分、 有机物、 含氮物质、 重金属这5类指标作为监测指标. 电导率是可以反映溶液中盐分的一个指标，因此选择电导率来表示溶液中盐分的多少; 总有机碳(TOC)是指水体中溶解性和悬浮性有机物含碳的总量，由于TOC的测定采用燃烧法，因此能将有机物全部氧化，它比五日生化需氧量(BOD₅)或COD更能直接表示有机物的总量，并且渗滤液反渗透浓缩液中存在的有机物大多为难降解有机物，采用TOC来衡量其中的有机物的总量更准确，因此本研究中选用TOC来表达浓缩液中有机物的量; 氨氮(NH⁺₄-N)和硝态氮是水体中主要的两个含氮物质的形式，因此选用这两个指标来表示溶液中的含氮物质; 重金属的选择参照美国环保署(USEPA)重点控制的重金属污染物^[27]，将其中的Cu、 Zn、 Ni、 Cr作为监测指标. 监测频率及监测方法列于表 4.

表 4(Table 4)

表 4 监测指标及方法Table 4 Experimental design of monitoring 监测指标 监测频率 监测方法 pH 1天1次 pH计法《水和废水监测分析方法》(第四版) 电导率 1天1次 电导率仪法《水和废水监测分析方法》(第四版) 总有机碳(TOC) 2天1次 燃烧氧化-非色散红外吸收法(HJ/T 71-2001) 氨氮(NH+4-N) 2天1次 《生活垃圾渗沥水 氨态氮的测定 蒸馏法和滴定法》(CJ/T 3018.6-1993) 硝态氮 2天1次 离子色谱法(HJ/T 84-2001) Cu、 Zn、 Ni、 Cr 前6天1天1次，后18天2天1次 火焰原子吸收分光光度法(GB 11912-89、 GB 7475-87)

表 4 监测指标及方法Table 4 Experimental design of monitoring

2 结果与分析 2.1 回灌出水pH的变化规律

采用垃圾渗滤液反渗透浓缩液(pH：7.67)分别回灌于3个不同垃圾柱模拟回灌过程，回灌出水pH随着回灌时间的增加变化规律见图 2，其中所示虚线为进水pH.

图 2

Fig. 2

图 2 pH随回灌时间的变化 Fig. 2 Changes of pH with recirculation time

由图 2可以看出：15 a柱回灌出水pH整体呈现先下降后略有回升的规律，直至回灌结束pH一直低于回灌进水; 5 a柱回灌出水开始略有下降，后面维持在7.7～7.9范围内，与回灌进水pH接近; 1 a柱回灌出水pH呈现先增加后略有减少的规律，在回灌前4 d回灌出水pH小于7，为酸性出水，从第5 d回灌出水大于7，第16 d达到最高值为8.2，随后开始略有下降稳定在7.8左右，与回灌进水pH差距不大.

从以上实验数据分析可得以下结论.

15a柱内垃圾由于已具备矿化垃圾的特征，在浓缩液回灌中，垃圾吸附了浓缩液中的碱性物质，同时由于浓缩液主要含有难降解有机物，盐度高，在矿化垃圾中流动时并不能为微生物提供较好的生存条件，微生物作用较小，因而主要以物理吸附或络合为主，导致了在实验期间回灌出水pH略低于回灌进水. 从回灌出水pH的变化趋势来看，若持续回灌，由于吸附达到饱和，物质成分少有改变，其出水pH会接近回灌进水.

5 a柱内垃圾在浓缩液回灌开始时，由于有吸附作用，吸附了浓缩液中的碱性物质导致出水pH略有下降，随着回灌的进行，5 a垃圾吸附容量很快达到饱和，对其中物质成分的影响较小，因此5 a柱后期回灌出水pH与回灌进水接近.

1 a柱回灌出水出现从酸性出水到碱性出水变化的原因应该是1 a柱经历了由酸化阶段到产甲烷化阶段的过渡，初期的酸化反应提供了足够的酸度导致回灌出水pH小于7，随着产甲烷化阶段的开始，垃圾柱内逐渐变成碱性环境，回灌出水水质pH开始回升，pH出现的从高位8.2逐渐回落的现象是由于渗滤液反渗透浓缩液盐度高、 重金属含量高，其持续回灌，可能部分的抑制了微生物的反应，从而导致了产甲烷化反应的减缓造成的.

采用垃圾渗滤液反渗透浓缩液(电导率：64.45 mS ·cm^-1)分别回灌于3个不同垃圾柱模拟回灌过程，回灌出水电导率随着回灌时间的增加变化规律见图 3，其中所示虚线为进水电导率.

图 3

Fig. 3

图 3 电导率随回灌时间的变化 Fig. 3 Changes of conductivity with recirculation time

由图 3可以看出，在回灌的第1 d，回灌出水电导率值远低于回灌进水，其中15 a柱回灌出水的电导率最低，约为14.00 mS·cm^-1，对盐分的去除率达到了78%; 其次是5 a柱，回灌出水电导率最高的是1 a柱. 随着回灌天数的增加，回灌出水电导率均呈现逐渐增加的趋势，5 a柱、 15 a柱增加迅速，1 a柱增加缓慢. 在回灌的第8 d，5 a柱回灌出水电导率开始大于1 a柱; 在回灌的第9 d，15 a柱回灌出水电导率值开始大于1 a柱; 5 a柱在回灌17 d、 15 a柱在回灌19 d后，回灌出水电导率值开始大于回灌进水. 后期1 a柱回灌出水的电导率稳定在57～58 mS ·cm^-1之间，低于回灌进水，5 a柱、 15 a柱回灌出水电导率稳定在64 mS ·cm^-1左右波动，略高于回灌进水.

从以上实验数据分析认为： 随着回灌的进行5 a柱、 15 a柱回灌出水电导率会大于回灌进水，由于电导率值可以反映溶液中盐分的多少，因此可以认为随着回灌的进行，5 a柱、 15 a柱对盐分的截留容量逐渐达到饱和，在这种情况下继续回灌，垃圾柱内垃圾已没有容量再容纳盐分，同时垃圾柱体中没有能消耗盐分的反应进行，在回灌溶液的流动下被截留的部分盐分也可能被带出，导致回灌出水电导率较进水略有增加，课题组对回灌出水的阴离子和阳离子的浓度进行了分析，离子浓度的变化与电导率的变化类似. 据此推测5 a柱、 15 a柱对盐分的去除应该无生物作用，截留机理主要是由于多孔结构的吸附、 浓度的扩散以及部分的络合反应等物理化学作用，因此没有持续的降解作用，出现了容量饱和的问题.

1 a柱对渗滤液反渗透浓缩液中的电导率有一个持续的降解作用，初期降解率略高，后期逐渐稳定，表现为回灌出水电导率稳定在57~58 mS ·cm^-1之间，低于回灌进水值. 根据课题组对回灌出水阴阳离子的浓度分析，回灌出水NO^-₃的浓度一直低于回灌进水，说明在回灌的情况下，1 a柱内持续的进行着反硝化反应，不断的消耗盐分中的NO^-₃，回灌后期在其他离子均已达到或超过回灌进水的浓度时，NO^-₃仍远低于回灌进水，因此回灌出水电导率一直小于回灌进水是由NO^-₃的浓度决定的.

采用垃圾渗滤液反渗透浓缩液(TOC: 1 540 mg ·L^-1)分别回灌于3个不同垃圾柱模拟回灌过程，回灌出水TOC随着回灌时间的增加变化规律见图 4，其中所示虚线为进水TOC.

图 4

Fig. 4

图 4 总有机碳随回灌时间的变化 Fig. 4 Changes of TOC with recirculation time

由图 4可以看出，15a柱回灌出水TOC的值一直低于回灌进水,初期回灌出水的TOC低于回灌进水约90%，随着回灌时间的进行，出水浓度出现逐渐增加的趋势，增加的速度较为平稳，直至回灌结束的第24 d，回灌出水的TOC仍低于回灌进水约49%. 5 a柱回灌出水TOC的变化规律呈现出与15 a柱类似的规律，不同的是，5 a柱回灌出水的TOC值远高于15 a柱，并且在回灌结束的第24 d，回灌出水TOC已基本接近于回灌进水，略低于回灌进水. 1 a柱回灌出水TOC一直高于回灌进水，在回灌期间，回灌出水的TOC在2 200～3 000 mg ·L^-1之间.

从以上实验数据分析认为： 15 a柱、 5 a柱对TOC均有一定的削减能力，其中15 a柱削减能力较强，初期去除率达到了90%，直至回灌结束，去除率仍达到49%; 5 a柱削减能力略差，在回灌初期去除率为54%，至回灌结束时回灌出水TOC已基本接近于回灌进水. 由于15 a垃圾、 5 a垃圾均有一定的吸附能力，据此分析吸附作用对TOC的降低有着一定的作用，同时结合上节电导率的出水规律，在回灌后期盐分吸附达到饱和，吸附容量小，在此情况下15 a柱仍然对TOC有着较高的去除率，推测生物作用在后期起着主要的作用，5 a柱由于未达到稳定阶段，垃圾仍然会分解出TOC，本底TOC值高，因此其出水TOC要高于15 a柱. 1 a柱回灌出水TOC一直在高位2 200～3 000 mg ·L^-1之间波动，结合垃圾柱内垃圾的特性分析以及出水指标的变化规律分析可知，此垃圾柱正在经历产甲烷化阶段，垃圾分解产生的有机物不断溶入溶液中导致回灌出水TOC一直较高.

采用垃圾渗滤液反渗透浓缩液(NH⁺₄-N：未检出，NO^-₃：7 637.68 mg ·L^-1)分别回灌于3个不同垃圾柱模拟回灌过程，回灌后5 a柱、 15 a柱回灌出水均未检测到氨氮，1 a柱回灌出水氨氮结果见图 5. 3个柱子回灌出水硝态氮随着回灌时间的增加变化规律见图 6，其中所示虚线为进水硝态氮.

图 5

Fig. 5

图 5 氨氮随回灌时间的变化 Fig. 5 Changes of ammonia nitrogen with recirculation time

图 6

Fig. 6

图 6 硝态氮随回灌时间的变化 Fig. 6 Changes of nitrate nitrogen with recirculation time

由图 5可以看出，1 a柱回灌出水氨氮呈现出先增加后略有减少的规律，浓度范围为268.54～508.42 mg ·L^-1，5 a柱、 15 a柱回灌出水中未检测到氨氮，氨氮采用的检测方法是《生活垃圾渗沥水-氨态氮的测定-蒸馏法和滴定法》(CJ/T 3018.6-1993)，其测定氨氮的浓度范围为30～7 000 mg ·L^-1，说明5 a柱、 15 a柱回灌出水氨氮的浓度低于30 mg ·L^-1. 由图 6可以看出，15 a柱回灌出水硝态氮从开始的2 300 mg ·L^-1逐渐开始上升，到回灌的第20 d接近于回灌进水值，然后基本稳定; 5 a柱的回灌出水硝态氮一直稳定在7 700 mg ·L^-1左右，与回灌进水值接近; 1 a柱的回灌出水硝态氮维持在一个很低的水平，在100～900 mg ·L^-1之间波动，硝态氮的降解率达到了88%以上.

从以上实验数据分析可知：15a柱回灌初期对硝态氮有一定的截留能力，后期截留能力消失，据此分析对硝态氮的去除应该没有生物作用，主要是吸附络合等物理化学作用; 5 a柱对硝态氮没有截留能力，没有生物作用，由于5 a柱的吸附作用要弱，在多物质共存情况下硝态氮的竞争吸附力差. 根据1 a柱回灌出水氨氮、 硝态氮的变化规律分析，1 a柱内垃圾有反硝化反应发生，因此硝态氮比较低.

采用垃圾渗滤液反渗透浓缩液(Cu：0.064 2 mg ·L^-1，Zn：1.020 mg ·L^-1，Cr：0.610 mg ·L^-1，Ni：1.602 mg ·L^-1)分别回灌于3个不同垃圾柱模拟回灌过程，回灌出水Cu、 Zn、 Ni、 Cr随着回灌时间的增加变化规律见图 7，其中所示虚线分别为进水Cu、 Zn、 Ni、 Cr.

图 7

Fig. 7

图 7 Cu、 Zn、 Ni、 Cr随回灌时间的变化Fig. 7 Changes of Cu,Zn,Ni and Cr with recirculation time

由图 7可以看出： 15 a柱回灌出水中Cu、 Zn均呈现增加的趋势，分别在前5 d、 前3 d出水浓度小于回灌进水，在随后的回灌中，回灌出水开始大于回灌进水; 15 a柱回灌出水中Ni、 Cr均呈现增加的趋势，Ni增加的速度略快，但回灌出水值一直低于回灌进水，在回灌初期回灌出水Ni、 Cr值低于回灌进水74%、 93%. 5 a柱回灌出水中Cu、 Zn均呈现增加的趋势，回灌出水浓度值均高于回灌进水; 5 a柱回灌出水中Ni、 Cr一直高于15 a柱，也呈现增加的趋势，在回灌初期出水浓度值低于回灌进水，但分别在第21、 8 d开始高于回灌进水. 1 a柱回灌出水中Cu、 Zn基本维持稳定的浓度，分别在0.045～0.087 mg ·L^-1、 0.584～1.206 mg ·L^-1内波动，基本维持在回灌进水浓度值附近，没有明显的变化; 1 a柱回灌出水中Ni、 Cr均呈现逐渐增加的趋势，增加的速度较15 a柱、 5 a柱缓慢，直至回灌结束，回灌出水值一直低于回灌进水.

从以上实验数据分析认为： 15 a柱在回灌前期对Cu、 Zn有一定的截留能力，推测应该是垃圾的多孔结构的吸附能力的作用，随着回灌的进行，溶液的水力流动逐渐将不稳定态的Cu、 Zn带出柱体，因此出现了回灌出水逐渐增加的情况; 5 a柱回灌出水中Cu、 Zn一直高于回灌进水，原因在于5 a柱垃圾自身Cu、 Zn含量高，吸附条件差，在回灌中不稳定态的Cu、 Zn带出柱体; 回灌出水中Ni、 Cr表现出与Cu、 Zn不同的变化规律，因为Ni、 Cr易于发生络合反应，易被截留，详细的机制有待进一步论证. 1 a柱正在进行甲烷化阶段的反应，甲烷化填埋层内为中性偏碱性的环境,填埋层内部二氧化碳分压较高(约50%)，此时重金属离子易形成氢氧化物、 碳酸盐等，这些产物在此pH值范围内的低溶解度也导致了Cu、 Zn的低迁移性^{[28, 29]}，因此1 a垃圾柱回灌出水中Cu、 Zn基本维持在回灌进水浓度附近，没有明显的变化; 1 a柱对Ni、 Cr有一定的去除能力除了以上环境的作用外，不断分解的有机物会与Ni、 Cr发生络合反应，因此渗滤液反渗透浓缩液回灌出水中Ni、 Cr一直低于回灌进水.

3 结论

(1)1 a柱内垃圾正在经历产甲烷化阶段，并有反硝化反应进行; 5 a柱内垃圾已经接近于稳定状态，但还没有矿化垃圾的典型特征; 15 a柱内垃圾已处于稳定状态，具备了矿化垃圾的特性.

(2)1 a柱具有较好的去除硝态氮的能力，去除率达到了88%，是通过反硝化反应来实现的，这也是出水电导率低的重要原因，但出水有机物、 氨氮浓度较高，若反硝化反应条件缺失则硝态氮、 盐分的去除能力也将消失.

(3)5 a柱对硝态氮没有去除能力，对有机物、 盐分、 Cr、 Ni的削减能力也较小，主要是生物作用差，吸附、 络合能力也较差，不是回灌处理渗滤液反渗透浓缩液的理想选择.

(4)15 a柱对有机物、 盐分、 Cr、 Ni均具有较好的削减能力，初期的去除率分别达到了90%、 78%、 93%、 74%，主要是通过吸附、 络合等物理化学作用实现的，因此随着回灌的持续进行会接近或达到饱和容量，在实际的回灌中可通过控制回灌过程和进度来达到对污染物的有效去除.