目前，衛(wèi)生填埋是國內(nèi)處置垃圾最主要的方式[1]，在衛(wèi)生填埋過程中會產(chǎn)生大量的滲濾液，滲濾液必須處理達(dá)標(biāo)才可排入環(huán)境. 反滲透膜分離技術(shù)是依靠反滲透膜在壓力下使溶液中的溶劑與溶質(zhì)實(shí)現(xiàn)分離的技術(shù)，歐美發(fā)達(dá)國家早在上世紀(jì)90年代就將其應(yīng)用在滲濾液的處理上[2, 3, 4]. 在國內(nèi)，隨著垃圾滲濾液新標(biāo)準(zhǔn)的頒布以及2011年的開始實(shí)施，反滲透膜分離技術(shù)也開始廣泛應(yīng)用在垃圾滲濾液的處理上[5, 6, 7, 8, 9]. 膜分離技術(shù)在滲濾液處理上的應(yīng)用有效地解決了滲濾液處理出水達(dá)標(biāo)的問題，可卻產(chǎn)生了難以處理的滲濾液反滲透濃縮液，其產(chǎn)生量較大，為滲濾液進(jìn)水的13%~30%，水質(zhì)復(fù)雜，鹽分、 重金屬含量高，可生化性差，難以處理[10, 11, 12]. 滲濾液反滲透濃縮液的處理問題已成為制約反滲透膜分離技術(shù)在滲濾液處理應(yīng)用上的瓶頸.

　　滲濾液反滲透濃縮液的處置方式目前有蒸發(fā)、 高級氧化、 固化、 回噴焚燒以及回灌等[13, 14, 15, 16, 17]，由于回灌成本低，在我國回灌是實(shí)際工程應(yīng)用最多的方式. 有學(xué)者對特定填埋體回灌出水化學(xué)需氧量(COD)、 氨氮(NH+4-N)的影響及回灌填埋體的穩(wěn)定、 注水水量等問題進(jìn)行了研究[18, 19, 20, 21, 22]，表明回灌對COD、 NH+4-N有較好的處理效果，但對滲濾液反滲透濃縮液中鹽分、 重金屬的遷移轉(zhuǎn)化少有報(bào)道，而此類物質(zhì)難以降解，在回灌系統(tǒng)中可能會逐漸累積，進(jìn)入滲濾液的處理系統(tǒng)，進(jìn)而影響垃圾填埋場滲濾液處理工藝的正常運(yùn)行[12]. 因此有必要系統(tǒng)地對回灌出水各類指標(biāo)進(jìn)行分析，以更全面、 客觀地掌握回灌出水水質(zhì)規(guī)律. 另外不同填埋年份的垃圾具有不同的特征[23,24]，因而可能會影響滲濾液反滲透濃縮液的回灌出水水質(zhì). 而目前滲濾液反滲透濃縮液的回灌主要是選擇正在填埋的垃圾區(qū)作為回灌填埋體，此方法可加速垃圾穩(wěn)定，但是其內(nèi)部環(huán)境可能不利于難以降解的鹽分、 重金屬等物質(zhì)的截留，導(dǎo)致回灌出水物質(zhì)累積; 礦化垃圾由于孔隙率高可能會有利于對鹽分、 重金屬等物質(zhì)的截留，也可能帶來其他指標(biāo)的變化. 因此筆者選用3個代表性年份的垃圾作為填埋介質(zhì)在實(shí)驗(yàn)室設(shè)計(jì)3個垃圾柱，采用滲濾液反滲透濃縮液回灌，全面研究了回灌出水水質(zhì)的變化規(guī)律，以期為綜合評價(jià)回灌的優(yōu)劣提供客觀的參考，為更科學(xué)合理的選擇回灌填埋體提供一定的理論依據(jù).

　　1 材料與方法

　　1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

　　實(shí)驗(yàn)裝置采用300 mm×1 100 mm的聚氯乙烯(PVC)柱. 底部為液體收集管，PVC柱內(nèi)由下到 上分別為：200 mm礫石排水層+土工布+800 mm 垃圾層+50 mm的礫石布水層. 垃圾裝填量為56.5 kg，裝填體積0.056 5 m3，裝填密度為1 000 kg ·m-3. 實(shí)驗(yàn)裝置結(jié)構(gòu)見圖 1.

　　圖 1 實(shí)驗(yàn)裝置結(jié)構(gòu)示意

　　1.2 實(shí)驗(yàn)材料

　　1.2.1 實(shí)驗(yàn)垃圾

　　實(shí)驗(yàn)垃圾取自成都市某垃圾填埋場，填埋齡分別為1、 5和15 a. 實(shí)驗(yàn)裝填垃圾的物化特征見表 1所示. 1 a垃圾酸堿度(pH)值最低，其他各項(xiàng)指標(biāo)均最高; 15 a垃圾pH值較高，其他各指標(biāo)均最低，已完全具備礦化垃圾的特征; 5 a垃圾各指標(biāo)值介于1 a、 15 a之間，已經(jīng)接近于穩(wěn)定狀態(tài).

　　表 1 裝填垃圾物化特征　　

　　1.2.2 滲濾液反滲透濃縮液

　　實(shí)驗(yàn)用滲濾液反滲透濃縮液取自上述垃圾填埋場經(jīng)膜生物反應(yīng)器(MBR)+反滲透(RO)聯(lián)合處理后RO截留的液體. 水質(zhì)分析指標(biāo)見表 2，其電導(dǎo)率高，離子濃度含量高，含有一定的重金屬.

　　表 2(Table 2)

　　表 2 滲濾液反滲透濃縮液水質(zhì)特征

　　1.3 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

　　1.3.1 濃縮液回灌設(shè)計(jì)

　　實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)了3個垃圾填埋柱進(jìn)行不同年份垃圾回灌的對比研究. 3個垃圾填埋柱分別是：1 a垃圾填埋柱(以下簡稱1 a柱)裝填垃圾是填埋齡為1 a的垃圾; 5 a垃圾填埋柱(以下簡稱5 a柱)裝填垃圾是填埋齡為5 a的垃圾，15 a垃圾填埋柱(以下簡稱15 a柱)裝填垃圾是填埋齡為15 a的垃圾. 根據(jù)文獻(xiàn)[25, 26]以及課題組前期的研究基礎(chǔ)設(shè)計(jì)的具體實(shí)驗(yàn)方案見表 3,不同的垃圾填埋柱每日回灌量、 布水方式、 頻次以及回灌速度均相同，實(shí)驗(yàn)天數(shù)均為24 d，整個實(shí)驗(yàn)均在室溫(15～28℃)運(yùn)行.

　　表 3 濃縮液回灌設(shè)計(jì)

　　1.3.2 監(jiān)測指標(biāo)及方法

　　為全面反映滲濾液反滲透濃縮液回灌出水的水質(zhì)情況，選擇pH、 鹽分、 有機(jī)物、 含氮物質(zhì)、 重金屬這5類指標(biāo)作為監(jiān)測指標(biāo). 電導(dǎo)率是可以反映溶液中鹽分的一個指標(biāo)，因此選擇電導(dǎo)率來表示溶液中鹽分的多少; 總有機(jī)碳(TOC)是指水體中溶解性和懸浮性有機(jī)物含碳的總量，由于TOC的測定采用燃燒法，因此能將有機(jī)物全部氧化，它比五日生化需氧量(BOD5)或COD更能直接表示有機(jī)物的總量，并且滲濾液反滲透濃縮液中存在的有機(jī)物大多為難降解有機(jī)物，采用TOC來衡量其中的有機(jī)物的總量更準(zhǔn)確，因此本研究中選用TOC來表達(dá)濃縮液中有機(jī)物的量; 氨氮(NH+4-N)和硝態(tài)氮是水體中主要的兩個含氮物質(zhì)的形式，因此選用這兩個指標(biāo)來表示溶液中的含氮物質(zhì); 重金屬的選擇參照美國環(huán)保署(USEPA)重點(diǎn)控制的重金屬污染物[27]，將其中的Cu、 Zn、 Ni、 Cr作為監(jiān)測指標(biāo). 監(jiān)測頻率及監(jiān)測方法列于表 4.

　　表 4 監(jiān)測指標(biāo)及方法

　　2 結(jié)果與分析

　　2.1 回灌出水pH的變化規(guī)律

　　采用垃圾滲濾液反滲透濃縮液(pH：7.67)分別回灌于3個不同垃圾柱模擬回灌過程，回灌出水pH隨著回灌時間的增加變化規(guī)律見圖 2，其中所示虛線為進(jìn)水pH.

　　圖 2 pH隨回灌時間的變化

　　由圖 2可以看出：15 a柱回灌出水pH整體呈現(xiàn)先下降后略有回升的規(guī)律，直至回灌結(jié)束pH一直低于回灌進(jìn)水; 5 a柱回灌出水開始略有下降，后面維持在7.7～7.9范圍內(nèi)，與回灌進(jìn)水pH接近; 1 a柱回灌出水pH呈現(xiàn)先增加后略有減少的規(guī)律，在回灌前4 d回灌出水pH小于7，為酸性出水，從第5 d回灌出水大于7，第16 d達(dá)到最高值為8.2，隨后開始略有下降穩(wěn)定在7.8左右，與回灌進(jìn)水pH差距不大.

　　從以上實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)分析可得以下結(jié)論.

　　15a柱內(nèi)垃圾由于已具備礦化垃圾的特征，在濃縮液回灌中，垃圾吸附了濃縮液中的堿性物質(zhì)，同時由于濃縮液主要含有難降解有機(jī)物，鹽度高，在礦化垃圾中流動時并不能為微生物提供較好的生存條件，微生物作用較小，因而主要以物理吸附或絡(luò)合為主，導(dǎo)致了在實(shí)驗(yàn)期間回灌出水pH略低于回灌進(jìn)水. 從回灌出水pH的變化趨勢來看，若持續(xù)回灌，由于吸附達(dá)到飽和，物質(zhì)成分少有改變，其出水pH會接近回灌進(jìn)水.

　　5 a柱內(nèi)垃圾在濃縮液回灌開始時，由于有吸附作用，吸附了濃縮液中的堿性物質(zhì)導(dǎo)致出水pH略有下降，隨著回灌的進(jìn)行，5 a垃圾吸附容量很快達(dá)到飽和，對其中物質(zhì)成分的影響較小，因此5 a柱后期回灌出水pH與回灌進(jìn)水接近.

　　1 a柱回灌出水出現(xiàn)從酸性出水到堿性出水變化的原因應(yīng)該是1 a柱經(jīng)歷了由酸化階段到產(chǎn)甲烷化階段的過渡，初期的酸化反應(yīng)提供了足夠的酸度導(dǎo)致回灌出水pH小于7，隨著產(chǎn)甲烷化階段的開始，垃圾柱內(nèi)逐漸變成堿性環(huán)境，回灌出水水質(zhì)pH開始回升，pH出現(xiàn)的從高位8.2逐漸回落的現(xiàn)象是由于滲濾液反滲透濃縮液鹽度高、 重金屬含量高，其持續(xù)回灌，可能部分的抑制了微生物的反應(yīng)，從而導(dǎo)致了產(chǎn)甲烷化反應(yīng)的減緩造成的.

　　2.2 回灌出水電導(dǎo)率的變化 規(guī)律

　　采用垃圾滲濾液反滲透濃縮液(電導(dǎo)率：64.45 mS ·cm-1)分別回灌于3個不同垃圾柱模擬回灌過程，回灌出水電導(dǎo)率隨著回灌時間的增加變化規(guī)律見圖 3，其中所示虛線為進(jìn)水電導(dǎo)率.

　　圖 3 電導(dǎo)率隨回灌時間的變化

　　由圖 3可以看出，在回灌的第1 d，回灌出水電導(dǎo)率值遠(yuǎn)低于回灌進(jìn)水，其中15 a柱回灌出水的電導(dǎo)率最低，約為14.00 mS·cm-1，對鹽分的去除率達(dá)到了78%; 其次是5 a柱，回灌出水電導(dǎo)率最高的是1 a柱. 隨著回灌天數(shù)的增加，回灌出水電導(dǎo)率均呈現(xiàn)逐漸增加的趨勢，5 a柱、 15 a柱增加迅速，1 a柱增加緩慢. 在回灌的第8 d，5 a柱回灌出水電導(dǎo)率開始大于1 a柱; 在回灌的第9 d，15 a柱回灌出水電導(dǎo)率值開始大于1 a柱; 5 a柱在回灌17 d、 15 a柱在回灌19 d后，回灌出水電導(dǎo)率值開始大于回灌進(jìn)水. 后期1 a柱回灌出水的電導(dǎo)率穩(wěn)定在57～58 mS ·cm-1之間，低于回灌進(jìn)水，5 a柱、 15 a柱回灌出水電導(dǎo)率穩(wěn)定在64 mS ·cm-1左右波動，略高于回灌進(jìn)水.

　　從以上實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)分析認(rèn)為：隨著回灌的進(jìn)行5 a柱、 15 a柱回灌出水電導(dǎo)率會大于回灌進(jìn)水，由于電導(dǎo)率值可以反映溶液中鹽分的多少，因此可以認(rèn)為隨著回灌的進(jìn)行，5 a柱、 15 a柱對鹽分的截留容量逐漸達(dá)到飽和，在這種情況下繼續(xù)回灌，垃圾柱內(nèi)垃圾已沒有容量再容納鹽分，同時垃圾柱體中沒有能消耗鹽分的反應(yīng)進(jìn)行，在回灌溶液的流動下被截留的部分鹽分也可能被帶出，導(dǎo)致回灌出水電導(dǎo)率較進(jìn)水略有增加，課題組對回灌出水的陰離子和陽離子的濃度進(jìn)行了分析，離子濃度的變化與電導(dǎo)率的變化類似. 據(jù)此推測5 a柱、 15 a柱對鹽分的去除應(yīng)該無生物作用，截留機(jī)理主要是由于多孔結(jié)構(gòu)的吸附、 濃度的擴(kuò)散以及部分的絡(luò)合反應(yīng)等物理化學(xué)作用，因此沒有持續(xù)的降解作用，出現(xiàn)了容量飽和的問題.

　　1 a柱對滲濾液反滲透濃縮液中的電導(dǎo)率有一個持續(xù)的降解作用，初期降解率略高，后期逐漸穩(wěn)定，表現(xiàn)為回灌出水電導(dǎo)率穩(wěn)定在57~58 mS ·cm-1之間，低于回灌進(jìn)水值. 根據(jù)課題組對回灌出水陰陽離子的濃度分析，回灌出水NO-3的濃度一直低于回灌進(jìn)水，說明在回灌的情況下，1 a柱內(nèi)持續(xù)的進(jìn)行著反硝化反應(yīng)，不斷的消耗鹽分中的NO-3，回灌后期在其他離子均已達(dá)到或超過回灌進(jìn)水的濃度時，NO-3仍遠(yuǎn)低于回灌進(jìn)水，因此回灌出水電導(dǎo)率一直小于回灌進(jìn)水是由NO-3的濃度決定的.

　　2.3 回灌出水有機(jī)物的變化規(guī)律

　　采用垃圾滲濾液反滲透濃縮液(TOC: 1 540 mg ·L-1)分別回灌于3個不同垃圾柱模擬回灌過程，回灌出水TOC隨著回灌時間的增加變化規(guī)律見圖 4，其中所示虛線為進(jìn)水TOC.

　　圖 4 總有機(jī)碳隨回灌時間的變化

　　由圖 4可以看出，15a柱回灌出水TOC的值一直低于回灌進(jìn)水,初期回灌出水的TOC低于回灌進(jìn)水約90%，隨著回灌時間的進(jìn)行，出水濃度出現(xiàn)逐漸增加的趨勢，增加的速度較為平穩(wěn)，直至回灌結(jié)束的第24 d，回灌出水的TOC仍低于回灌進(jìn)水約49%. 5 a柱回灌出水TOC的變化規(guī)律呈現(xiàn)出與15 a柱類似的規(guī)律，不同的是，5 a柱回灌出水的TOC值遠(yuǎn)高于15 a柱，并且在回灌結(jié)束的第24 d，回灌出水TOC已基本接近于回灌進(jìn)水，略低于回灌進(jìn)水. 1 a柱回灌出水TOC一直高于回灌進(jìn)水，在回灌期間，回灌出水的TOC在2 200～3 000 mg ·L-1之間.

　　從以上實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)分析認(rèn)為： 15 a柱、 5 a柱對TOC均有一定的削減能力，其中15 a柱削減能力較強(qiáng)，初期去除率達(dá)到了90%，直至回灌結(jié)束，去除率仍達(dá)到49%; 5 a柱削減能力略差，在回灌初期去除率為54%，至回灌結(jié)束時回灌出水TOC已基本接近于回灌進(jìn)水. 由于15 a垃圾、 5 a垃圾均有一定的吸附能力，據(jù)此分析吸附作用對TOC的降低有著一定的作用，同時結(jié)合上節(jié)電導(dǎo)率的出水規(guī)律，在回灌后期鹽分吸附達(dá)到飽和，吸附容量小，在此情況下15 a柱仍然對TOC有著較高的去除率，推測生物作用在后期起著主要的作用，5 a柱由于未達(dá)到穩(wěn)定階段，垃圾仍然會分解出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之間波動，結(jié)合垃圾柱內(nèi)垃圾的特性分析以及出水指標(biāo)的變化規(guī)律分析可知，此垃圾柱正在經(jīng)歷產(chǎn)甲烷化階段，垃圾分解產(chǎn)生的有機(jī)物不斷溶入溶液中導(dǎo)致回灌出水TOC一直較高.

　　2.4 回灌出水氨氮、硝態(tài)氮的變化規(guī)律

　　采用垃圾滲濾液反滲透濃縮液(NH+4-N：未檢出，NO-3：7 637.68 mg ·L-1)分別回灌于3個不同垃圾柱模擬回灌過程，回灌后5 a柱、 15 a柱回灌出水均未檢測到氨氮，1 a柱回灌出水氨氮結(jié)果見圖 5. 3個柱子回灌出水硝態(tài)氮隨著回灌時間的增加變化規(guī)律見圖 6，其中所示虛線為進(jìn)水硝態(tài)氮.

　　圖 5 氨氮隨回灌時間的變化

　　圖 6 硝態(tài)氮隨回灌時間的變化

　　由圖 5可以看出，1 a柱回灌出水氨氮呈現(xiàn)出先增加后略有減少的規(guī)律，濃度范圍為268.54～508.42 mg ·L-1，5 a柱、 15 a柱回灌出水中未檢測到氨氮，氨氮采用的檢測方法是《生活垃圾滲瀝水-氨態(tài)氮的測定-蒸餾法和滴定法》(CJ/T 3018.6-1993)，其測定氨氮的濃度范圍為30～7 000 mg ·L-1，說明5 a柱、 15 a柱回灌出水氨氮的濃度低于30 mg ·L-1. 由圖 6可以看出，15 a柱回灌出水硝態(tài)氮從開始的2 300 mg ·L-1逐漸開始上升，到回灌的第20 d接近于回灌進(jìn)水值，然后基本穩(wěn)定; 5 a柱的回灌出水硝態(tài)氮一直穩(wěn)定在7 700 mg ·L-1左右，與回灌進(jìn)水值接近; 1 a柱的回灌出水硝態(tài)氮維持在一個很低的水平，在100～900 mg ·L-1之間波動，硝態(tài)氮的降解率達(dá)到了88%以上.

　　從以上實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)分析可知：15a柱回灌初期對硝態(tài)氮有一定的截留能力，后期截留能力消失，據(jù)此分析對硝態(tài)氮的去除應(yīng)該沒有生物作用，主要是吸附絡(luò)合等物理化學(xué)作用; 5 a柱對硝態(tài)氮沒有截留能力，沒有生物作用，由于5 a柱的吸附作用要弱，在多物質(zhì)共存情況下硝態(tài)氮的競爭吸附力差. 根據(jù)1 a柱回灌出水氨氮、 硝態(tài)氮的變化規(guī)律分析，1 a柱內(nèi)垃圾有反硝化反應(yīng)發(fā)生，因此硝態(tài)氮比較低.

　　2.5 回灌出水重金屬的變化規(guī)律

　　采用垃圾滲濾液反滲透濃縮液(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)分別回灌于3個不同垃圾柱模擬回灌過程，回灌出水Cu、 Zn、 Ni、 Cr隨著回灌時間的增加變化規(guī)律見圖 7，其中所示虛線分別為進(jìn)水Cu、 Zn、 Ni、 Cr.

　　圖 7 Cu、 Zn、 Ni、 Cr隨回灌時間的變化

　　由圖 7可以看出： 15 a柱回灌出水中Cu、 Zn均呈現(xiàn)增加的趨勢，分別在前5 d、 前3 d出水濃度小于回灌進(jìn)水，在隨后的回灌中，回灌出水開始大于回灌進(jìn)水; 15 a柱回灌出水中Ni、 Cr均呈現(xiàn)增加的趨勢，Ni增加的速度略快，但回灌出水值一直低于回灌進(jìn)水，在回灌初期回灌出水Ni、 Cr值低于回灌進(jìn)水74%、 93%. 5 a柱回灌出水中Cu、 Zn均呈現(xiàn)增加的趨勢，回灌出水濃度值均高于回灌進(jìn)水; 5 a柱回灌出水中Ni、 Cr一直高于15 a柱，也呈現(xiàn)增加的趨勢，在回灌初期出水濃度值低于回灌進(jìn)水，但分別在第21、 8 d開始高于回灌進(jìn)水. 1 a柱回灌出水中Cu、 Zn基本維持穩(wěn)定的濃度，分別在0.045～0.087 mg ·L-1、 0.584～1.206 mg ·L-1內(nèi)波動，基本維持在回灌進(jìn)水濃度值附近，沒有明顯的變化; 1 a柱回灌出水中Ni、 Cr均呈現(xiàn)逐漸增加的趨勢，增加的速度較15 a柱、 5 a柱緩慢，直至回灌結(jié)束，回灌出水值一直低于回灌進(jìn)水.

　　從以上實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)分析認(rèn)為： 15 a柱在回灌前期對Cu、 Zn有一定的截留能力，推測應(yīng)該是垃圾的多孔結(jié)構(gòu)的吸附能力的作用，隨著回灌的進(jìn)行，溶液的水力流動逐漸將不穩(wěn)定態(tài)的Cu、 Zn帶出柱體，因此出現(xiàn)了回灌出水逐漸增加的情況; 5 a柱回灌出水中Cu、 Zn一直高于回灌進(jìn)水，原因在于5 a柱垃圾自身Cu、 Zn含量高，吸附條件差，在回灌中不穩(wěn)定態(tài)的Cu、 Zn帶出柱體; 回灌出水中Ni、 Cr表現(xiàn)出與Cu、 Zn不同的變化規(guī)律，因?yàn)镹i、 Cr易于發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，易被截留，詳細(xì)的機(jī)制有待進(jìn)一步論證. 1 a柱正在進(jìn)行甲烷化階段的反應(yīng)，甲烷化填埋層內(nèi)為中性偏堿性的環(huán)境,填埋層內(nèi)部二氧化碳分壓較高(約50%)，此時重金屬離子易形成氫氧化物、 碳酸鹽等，這些產(chǎn)物在此pH值范圍內(nèi)的低溶解度也導(dǎo)致了Cu、 Zn的低遷移性[28, 29]，因此1 a垃圾柱回灌出水中Cu、 Zn基本維持在回灌進(jìn)水濃度附近，沒有明顯的變化; 1 a柱對Ni、 Cr有一定的去除能力除了以上環(huán)境的作用外，不斷分解的有機(jī)物會與Ni、 Cr發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，因此滲濾液反滲透濃縮液回灌出水中Ni、 Cr一直低于回灌進(jìn)水.具體參見 污水處理技術(shù)資料或污水技術(shù)資料更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3 結(jié)論

　　(1)1 a柱內(nèi)垃圾正在經(jīng)歷產(chǎn)甲烷化階段，并有反硝化反應(yīng)進(jìn)行; 5 a柱內(nèi)垃圾已經(jīng)接近于穩(wěn)定狀態(tài)，但還沒有礦化垃圾的典型特征; 15 a柱內(nèi)垃圾已處于穩(wěn)定狀態(tài)，具備了礦化垃圾的特性.

　　(2)1 a柱具有較好的去除硝態(tài)氮的能力，去除率達(dá)到了88%，是通過反硝化反應(yīng)來實(shí)現(xiàn)的，這也是出水電導(dǎo)率低的重要原因，但出水有機(jī)物、 氨氮濃度較高，若反硝化反應(yīng)條件缺失則硝態(tài)氮、 鹽分的去除能力也將消失.

　　(3)5 a柱對硝態(tài)氮沒有去除能力，對有機(jī)物、 鹽分、 Cr、 Ni的削減能力也較小，主要是生物作用差，吸附、 絡(luò)合能力也較差，不是回灌處理滲濾液反滲透濃縮液的理想選擇.

　　(4)15 a柱對有機(jī)物、 鹽分、 Cr、 Ni均具有較好的削減能力，初期的去除率分別達(dá)到了90%、 78%、 93%、 74%，主要是通過吸附、 絡(luò)合等物理化學(xué)作用實(shí)現(xiàn)的，因此隨著回灌的持續(xù)進(jìn)行會接近或達(dá)到飽和容量，在實(shí)際的回灌中可通過控制回灌過程和進(jìn)度來達(dá)到對污染物的有效去除.(來源及作者：西南交通大學(xué)地球科學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院 王東梅、劉丹、劉慶梅、陶麗霞、劉穎)