曾韵敏，王里奥，胥腾屯，宋 雪，胡超超，李 彤



生物反应器模拟生活垃圾填埋降解产甲烷性能

曾韵敏1,2，王里奥1,2※，胥腾屯2，宋 雪2，胡超超2，李 彤2

（1. 重庆大学煤矿灾害动力学与控制国家重点实验室，重庆 400044； 2. 重庆大学资源及环境科学学院，重庆 400044）

该文采用生物反应器模拟生活垃圾填埋降解过程，跟踪测试了垃圾在厌氧消化过程中产甲烷进程及渗滤液特性，并探索两者之间的关系，旨在筛选出可以预测垃圾厌氧消化产甲烷进程的指标。结果表明渗滤液pH值、TOC/TN (total organic carbon/total nitrogen)、乙酸/戊酸（HAc/HVa）的变化对系统产甲烷进程及稳定性有一定的指示作用。消化系统产甲烷初期，渗滤液pH值稳定在5.77～5.91。产甲烷高峰期，渗滤液pH值会迅速升高达到峰值。渗滤液中TOC/TN≥11时，垃圾厌氧发酵系统稳定，产甲烷正常。而当渗滤液中TOC/TN<11时，发酵系统因氨积累失稳，产气量小。戊酸在垃圾厌氧消化过程中生成与转化较为活跃，HAc/HVa变化较大且有明显的拐点，拐点处可预测消化系统进入产甲烷期。此外，采用16S rRNA基因标记技术对反应器中3个阶段的垃圾渗滤液样品（水解酸化期A、产甲烷高峰期B、产甲烷末期C）以及试验结束时垃圾样品和覆盖土样品进行群落评估。聚类树分析得出生活垃圾（municipal solid wastes，MSW）样品与渗滤液样品其微生物种类及丰度都较为接近，有较近的亲缘关系，且反应期越长相似度越高。测定渗滤液样品的微生物群落组成可一定程度反映出系统内垃圾的群落结构。覆盖层是系统进行硝化反应的主要场所。垃圾厌氧消化末期，系统中氨积累抑制产甲烷菌活性，是导致系统产甲烷能力下降的主要原因。

垃圾；甲烷；降解；生物反应器填埋场；厌氧消化；渗滤液；微生物群落

0 引 言

城市生活垃圾中含有较多的有机组分，具有潜在的能源价值[1-3]，厌氧消化是一种常用的处理生活垃圾以及实现能源回收的生物处理技术[4]。生物反应器填埋场技术通常采用渗滤液回灌[5-8]、营养添加、pH值调节、温度调节、供氧[9]和微生物接种等手段强化厌氧消化中微生物过程，从而加速垃圾中易降解、中等易降解有机组分转化和稳定[10]。厌氧消化是一系列复杂的微生物催化降解过程，为保障生物反应器系统稳定运行，提升废物处理效率及资源化水平，理想条件是对系统进行在线监测、实时调节。由于垃圾自身性质不均匀、监测点布设成本较高以及取样困难代表性不足等原因，针对填埋场垃圾体的在线监测较难实施。渗滤液为垃圾厌氧消化的产物，渗滤液的性质和体积是评估垃圾填埋层稳定化的最重要的信息[11]。通过对渗滤液中垃圾代谢产物浓度的测定预测和评估垃圾的厌氧消化过程可能是一种更为经济可行的方法。Arjun[12]指出渗滤液中的COD、挥发性脂肪酸（volatile fatty acid, VFA）浓度随着填埋垃圾稳定过程而变化。Moletta等[13]开发厌氧流化床生物反应器自动控制系统，选用了液相pH值、产甲烷浓度和氢气浓度作为反应器控制参数。Ahring[14]等研究了在以粪便为基质的生物反应器厌氧消化过程中，沼液中VFA作为工艺指标使用的合理性。陈琳等[15]研究蔬菜废弃物厌氧发酵过程，沼液中挥发性脂肪酸浓度可作为系统酸化失稳预警指标，丙酸、正/异丁酸、正/异戊酸出现突变时，发酵系统出现酸化征兆。有机垃圾在消化进程中发生生物降解，系统中微生物群落结构会发生明显变化，微生物群落结构与垃圾的消化过程密切相关，群落多样性可以体现微生物群落结构稳定性[16]。测定渗滤液及垃圾的群落组成，有助于进一步了解垃圾的降解状况，分析抑制系统产甲烷进程的不利因素。

本试验跟踪测定了垃圾生物反应器中温消化过程中产甲烷进程、渗滤液特性（pH值、TOC、TN、VFA）和微生物群落结构，并对各指标的变化规律及相关性进行了分析，提出了可以预测垃圾厌氧消化产甲烷进程的指标，分析影响垃圾厌氧消化产甲烷的原因，为垃圾厌氧消化系统工艺参数的实时调节提供支撑，保障生物反应器填埋场高效运行。

1 材料与方法

1.1 生活垃圾、覆盖土的来源与性质

垃圾取自重庆市沙坪坝区城市生活垃圾转运站，按照《生活垃圾采样和分析方法》（CJJ134-2009）中规定的方法将垃圾进行分类，垃圾组分分析数据见表1。中间覆盖层土壤取自重庆大学校园内为建筑弃土。土壤经自然风干后过20目筛，挑除石块、植物根茎、植物残体。试验装填垃圾、覆盖土壤详细物化参数见表2。

表1 试验垃圾组成成分 Table 1 Composition of municipal solid wastes(MSW) %

表2 垃圾和土壤的理化参数Table 2 Materialized parameters of MSW and soil

1.2 试验装置及步骤

试验装置示意图如图1所示，反应器采用内径为30 cm，中间筒体高度60 cm圆柱形不锈钢罐体。反应器膛中设1个气体收集井，中间预埋管径6 cm的穿孔塑料花管。柱体底部为圆锥形，设有渗滤液收集管和阀门。排气阀出口用橡胶管接一个湿式气体流量计，流量计后接气体收集袋。柱体侧壁设置温度传感器和3个观察取样口。装置内部有温度探头，可测定装置内垃圾温度。试验装置表面覆有电加热带及保温材料，温度探头连接温控仪，温控仪控制加热带加热，调节罐体内垃圾温度。

1.安全阀 2.法兰盘 3.观察窗 4.花管 5.土壤 6.垃圾 7.压力表 8.流量计 9.阀门 10.集气袋

将垃圾样品进行人工分选，破碎成2～5 cm。破碎后垃圾样品充分混合分层填装。反应器底部的锥形收集结构中放置一层12 cm厚的粗颗粒卵石，形成自由排水条件，在卵石层上面放置穿孔金属板，以防止因细小固体垃圾颗粒运动而造成渗滤液收集管的堵塞。固体废物以19 cm分层并压实，其中垃圾层厚度17 cm，垃圾装填密度为800 kg/m3，覆盖层厚度为2 cm。垃圾与覆盖层交互装填共3层。垃圾装填完毕后加盖密封。试验于2016年10月17日进行垃圾装填。在试验期间，温控仪设置为35 ℃，控制反应器内部垃圾温度为(35±2)℃。

1.3 分析方法

垃圾挥发性固体的质量分数采用灼烧法。C，H，N，S的质量分数采用Vario Macro元素分析仪测定。产气量和气体成分（甲烷、二氧化碳）由湿式流量计和福立FL9510气相色谱仪监测，色谱柱为填充柱，固定相porapakQ 2 m× 3 mm，TCD检测器，载气为 He气。渗滤液pH 值用METTLER TOLEDO 型pH计测定。挥发性脂肪酸采用 Agilent GC-2010PLUSAF 230V气相色谱测定，主要分析乙酸，丙酸，正丁酸和正戊酸浓度，色谱柱：DB-FFAP 30 m× 0.25 mm，膜厚0.25m，FID检测器，载气为N2，进样口温度为250 ℃，柱箱温度230 ℃。分流比为10.8，进样量2L。渗滤液TOC采用岛津 TOC-LCPH型总有机碳分析仪测定、TN采用岛津TNM-L型总氮分析仪测定。

1.4 微生物群落分析

收集反应器中的渗滤液，样本被固定在0.2m的过滤器上，DNA提取按照试剂盒中说明书要求进行操作，采用Genemark土壤基因DNA提取试剂盒。DNA浓度由超微量紫外分光光度计（德国Implen Nanophotometer N60）测定，提取液装入1.5 mL离心管密封−20 ℃冷冻保存。利用高通量测序技术对土壤微生物进行DNA测序，测序工作委托上海美吉生物医药科技有限公司完成，引物信息为ArBa515F（5'-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3'）和Arch806R（5'-GGACTACVSGGGTATCTAAT-3'）。测试完成后，使用I-Sanger生物信息云平台进行测序结果分析。

1.5 计算方法

应用Scholl Canyon一阶动力学模型对试验的产气速率进行拟合。得到垃圾产气速率与时间关系的定量数学表达式。Scholl Canyon模型产气速率表达式如下

式中为反应器产气速率，mL/d；为产气速率常数，d-1；0为同一时间装填垃圾的潜在产气总量，mL/kg；为垃圾装填后的时间，d。

2 结果与分析

2.1 垃圾产气速率及其模型构建

垃圾装填后第3天，反应器开始产气，并且在7 d后产气速率达到最大。该阶段主要由于垃圾孔隙中空气因挤压释放以及垃圾中易腐组分耗氧分解。气体主要成分为N2，并且伴随有O2浓度降低，CO2浓度升高，无甲烷产生。随后5个月，垃圾产气速率逐渐降低。垃圾产气主要集中在前100天，该阶段主要为易生物降解的有机垃圾兼性厌氧发酵期和厌氧产甲烷期。150 d后，出现一个小的产气高峰。该阶段延续前一阶段水解产物进一步消化。230 d后，试验完成阶段性产气，生活垃圾中易腐易降解的组分（主要为厨余和果蔬类）已完成降解，系统进入对较难降解垃圾的厌氧发酵期，产气量小。该阶段垃圾累积产气量为1 850.38 L。

对垃圾装填后250 d其产气速率进行监测，试验数据通过方程式（1）进行指数回归拟合，拟合结果见图2。图2可以看出，生活垃圾厌氧消化产气速率符合指数衰减规律，实测值与拟合曲线基本相符，拟合度较好，相关系数为0.78，说明Scholl Canyon模型对填埋场中易降解垃圾消化产气阶段产气速率与时间关系进行预测是合理的。拟合参数可以看出，垃圾产气速率常数为0.0149 d−1，垃圾产气潜能0为66.36 L/kg。焦学军等[17]研究得出，整个填埋产气年限内垃圾产气量为96.31 L/kg。

图2 垃圾产气变化趋势图

2.2 生活垃圾填埋降解过程pH值变化

垃圾降解过程，渗滤液中化学成分和浓度随时间动态变化，CH4产率一定程度反映产甲烷菌的活性[18]。图3为反应器内渗滤液pH值和甲烷产率随时间的变化规律。试验期间渗滤液pH值变化规律先降低后升高，然后降低，在稳定产甲烷期pH值达到最高为6.63。在进行渗滤液回灌的厌氧消化生物反应器内观测到了相同的趋势[19]。由图3可以看出，前50天，渗滤液pH值迅速下降，pH值从6.46下降到5.92。反应初期垃圾以水解酸化反应为主[20]，渗滤液中有机酸不断积累，pH值降低[21]。从第50天到第80天，该阶段系统开始产CH4，该阶段主要为产甲烷菌的产生、驯化以及富集阶段。随后至第175天渗滤液pH值变化不大，其变化范围为5.77～5.91。垃圾水解的中间产物被微生物利用进行细胞增殖以及向甲烷转化，避免了系统持续酸化，使得pH值相对稳定。反应器在运行150 d后系统产甲烷速率迅速升高并维持在较高水平，之后25 d，渗滤液pH值也显著升高，原因随着垃圾产甲烷过程的进行及强化，水解酸化阶段产生的有机酸被消耗转化为CH4。在第200天以后，渗滤液pH值和甲烷产率在到达高峰后又开始下降，且该阶段沼气产量也下降，垃圾消化进入产甲烷后期。该阶段由于反应器内代谢毒素的积累，抑制甲烷菌活性，使得系统产甲烷能力下降。此外，水解产酸菌对毒素的耐受能力较强，垃圾中难降解的物质持续发酵水解，使产生的有机酸积累，导致渗滤液pH值下降。综上所述，生活垃圾厌氧消化进程中，系统渗滤液pH值的变化与甲烷产率有相似的趋势，可一定程度辅助预测垃圾的产甲烷进程。在垃圾发酵进行到第50 天时，渗滤液pH值由快速下降期过渡到平缓期。随后从第50 天至第150 天，pH值稳定在5.8左右，系统甲烷产率逐渐升高至58 mL/(kg·d)，该阶段对应垃圾降解产甲烷初期；从第175天至第200天，pH值显著升高且系统甲烷产率维持在100 mL/(kg·d)以上，该阶段为垃圾降解稳定产甲烷期；第200 天以后，pH值在到达峰值后持续降低，且当pH值小于5.8（230 d后），系统甲烷产率低于30 mL/(kg·d)进入产甲烷末期。

图3 pH值变化趋势图

2.3 生活垃圾填埋降解过程渗滤液TOC和TN的变化

图4a为渗滤液TOC、TN变化规律。试验期间TOC浓度出现2次显著升高。第1次高峰出现在反应进行90 d，TOC质量浓度为41 150 mg/L，由易水解的糖类物质分解所致。由于微生物菌群的生长及产甲烷过程的进行，垃圾水解的可生物利用的中间产物被消耗，渗滤液中累积的TOC浓度缓慢降低。第2次TOC浓度显著升高发生在第120 天以后，可能是由难水解的蛋白类及纤维素等物质降解产生的。全过程TOC质量浓度范围在26 695～41 355 mg/L。TN质量浓度随时间波动增加，其范围在1 489～3 106 mg/L。渗滤液中氮主要来源于垃圾中蛋白类物质分解转化[22]。TN和TOC均在第175天时出现峰值，印证了该阶段主要为蛋白类物质的水解。

图4b为渗滤液TOC/TN变化趋势图。渗滤液TOC/TN在整个反应期内呈先增大后波动下降的趋势，反应初期（第14天到第100天）TOC/TN值从16.76升高到21.79。糖类物质水解速率大于蛋白类物质，渗滤液中TOC释放速率大于TN，且随着生物反应进行，微生物调整期后优势菌群会进行大量增殖，从而消耗掉垃圾中的部分可利用的氮素，使得渗滤液中TOC/TN升高。随着系统产甲烷速率升高TOC/TN值下降，从第100天至第230天，TOC/TN值在11～17范围内波动，产甲烷菌消耗TOC，同时该阶段伴随有蛋白类物质的水解，会有较多氮素进入渗滤液中，双重作用使得TOC/TN值降低。第230天后渗滤液中TOC/TN低于11，该阶段氮素持续积累，环境恶化，微生物活性降低。曾经对多个填埋场以及垃圾焚烧厂渗滤液中氨氮和总氮浓度进行测定，实测数据得出，渗滤液中氨氮与总氮呈正相关，渗滤液中总氮主要以氨氮的形式存在，氨氮浓度占总氮质量分数的85%～90%。此外，Kjeldsen[23]研究指出在较长的产甲烷期内，渗滤液中氨的浓度并没有下降，氨是渗滤液中的主要长期污染物。厌氧消化系统对氨氮敏感，高浓度氨氮对产甲烷菌有毒害作用[24-25]。渗滤液中TOC/TN对生物质降解产甲烷系统反应期具有一定的指示作用。当渗滤液中TOC/TN≥11时，厌氧发酵系统稳定，正常产气。而当渗滤液中TOC/TN<11时，系统内因NH3产生过多使得微生物出现“氨中毒”，抑制底物厌氧消化速率，导致发酵系统失稳[26]。

图4 TOC和TN变化规律

2.4 生活垃圾填埋降解过程挥发性脂肪酸的变化

VFA厌氧消化过程中重要的中间代谢产物，VFA的浓度可反映系统内底物的水解酸化程度和产甲烷效率[27]。厌氧消化产沼气系统中，能被产甲烷菌直接利用的中间产物为甲酸、甲醇和乙酸以及H2、CO，其他长链脂肪酸积累会导致系统酸化，对产甲烷进程不利。Yeole[28]研究得出丙酸浓度对产甲烷菌生长有显著的抑制作用。试验监测了垃圾消化系统渗滤液中乙酸（HAc）、丙酸（HPr）、丁酸（HBu）、戊酸（HVa）的含量。为消除进样误差，图5为系统产甲烷产率与乙酸/丙酸、乙酸/丁酸、乙酸/戊酸的变化规律。由图 5可知，在反应内期仅HAc/HBu<1，HAc/HPr与HAc/HVa均大于1，且HAc/HVa>HAc/HPr，说明系统中渗滤液各有机酸浓度为HBu>HAc>HPr>HVa。反应进行84 d时，HAc/HVa迅速降低，从7.94下降至2.49。而其它两组比值均无明显变化，在水解酸化期戊酸生成相对增幅最大。从图5可看出70 d后HAc/HBu、HAc/HPr、HAc/HVa均升高，而系统也开始产甲烷，说明该阶段丙酸、丁酸、戊酸的转化降解速率大于产甲烷菌降解乙酸的速率，它们也可能通过不同的代谢途径转化为乙酸，从而补偿部分乙酸的消耗。从比值增长趋势可以推测出，3种脂肪酸降解的难易程度：戊酸＞丙酸＞丁酸。在整个试验期内HAc/HBu、HAc/HPr总体变化趋势较小，不能很好的反映出系统的消化进程。HAc/HVa变化较大且有明显的拐点（第84天），该点对应的甲烷产率为25 mL/(kg·d)，处于产甲烷初期。

图5 VFAs变化趋势图

2.5 生活垃圾填埋降解过程微生物群落与种群的变化

采用16S rRNA基因标记技术对反应器中3个阶段的垃圾渗滤液样品，（水解酸化期A、产甲烷高峰期B、产甲烷末期C）以及试验结束时垃圾样品（MSW）和覆盖土样品（cover）进行微生物群落测定。其中，渗滤液样品A、B、C取样时间分别为反应进行后第50天、190天和250天。MSW样品和cover样品取样时间为第250天。每个样品取样3个。图6为微生物种群Heatmap图，显示了在门水平下各样品总丰度前50的微生物种群，数值为对应物种的OTU值，顶部为样本聚类树。

聚类树分析可看出MSW样品与渗滤液样品有较近的亲缘关系，且反应期越长、相似度越高。渗滤液样品微生物种类及丰度都较为接近。测定渗滤液样品的群落组成可一定程度反映出系统内垃圾的群落结构，可用于垃圾消化进程的预测。

垃圾消化过程重点关注产酸菌、产甲烷菌和硝化细菌。从图6可看出，厚壁菌门（）占到样品中总OTUs (operational taxonomic units)的45.7%～96.2%。其中主要为梭状芽孢杆菌。Kim等[29]从废水处理厂分离出，研究得出其为产酸菌，可利用半乳糖为碳源，厌氧发酵代谢终产物有H2、CO2、乙醇、乙酸、丁酸和己酸[30]。说明发酵系统产氢、产酸过程稳定，该阶段不是整个消化过程的限制步骤。此外，即使在产甲烷末期，系统产甲烷能力下降，但是依然维持有较高的丰度且活性较强，可进一步对垃圾中难降解的物质进行发酵降解。产酸菌对应酸杆菌门（），产甲烷菌属于广古菌门()，硝化细菌对应硝化螺旋菌门（）。cover样品中3种细菌丰度均高于MSW样品，说明在垃圾填埋处置过程中引入土壤进行中间覆盖能有效提升系统的微生物量[31]，覆盖层可作为生化反应活性层，可促进系统内垃圾厌氧消化产甲烷。此外，cover样品中硝化螺旋菌门共有5种，说明覆盖层是系统进行硝化反应的主要场所。对比渗滤液样品可以看出，随着反应时间的增长，渗滤液样品中酸杆菌门（）和广古菌门（）微生物量增加。值得注意的是，3个渗滤液样品中均未检测出硝化螺旋菌门（），作为硝化细菌（），可将亚硝酸盐氧化成硝酸盐。缺少硝化菌，氨氮/硝酸盐/亚硝酸盐循环体系被中断，导致系统内“氨积累”，微生物活性受到抑制，不利于系统消化产气。根据研究结果，建议在垃圾耗氧分解阶段接种硝化螺旋菌门（）生物菌剂，强化垃圾发酵初期NH3-N硝化反应，缓解消化系统后期“氨积累”引起环境恶化，从而保障垃圾厌氧消化阶段的稳定性，提升垃圾处理效率。

注：图中数值为丰度OTU。

3 结 论

生活垃圾厌氧消化产气速率符合Scholl Canyon模型指数衰减规律。拟合结果显示，生活垃圾产气速率常数为0.0149 d-1，垃圾产气潜能为66.36 L/kg。

渗滤液pH值的变化对系统产甲烷进程有一定的指示作用，可作为一个辅助参考指标预测垃圾消化产甲烷进程。稳定产甲烷期，pH值会迅速升高达到峰值，产甲烷末期，pH值持续降低，且小于5.8。渗滤液TOC浓度出现2次峰值，分别对应垃圾中糖类和蛋白类物质水解。渗滤液中TN浓度持续增长，呈现氮积累的趋势，该结果与发酵系统中缺乏硝化菌有关。渗滤液中TOC/TN≥11时，垃圾厌氧发酵系统稳定，正常产气。而当渗滤液中TOC/TN<11时，系统发酵系统因“氨积累”失稳，产气量小。试验期内渗滤液各有机酸浓度为HBu>HAc>HPr> HVa。戊酸在垃圾厌氧消化过程中生成与转化较为活跃，HAc/HVa变化较大且有明显的拐点，拐点对应垃圾厌氧消化产甲烷初期。。

聚类树分析得出生活垃圾样品与渗滤液样品中微生物种类及丰度都较为接近，有较近的亲缘关系，且反应期越长相似度越高。垃圾厌氧消化系统中缺乏硝化螺旋菌门（），氨氮/硝酸盐/亚硝酸盐循环体系被中断，导致环境恶化，不利于系统产气。建议在垃圾耗氧分解阶段接种硝化螺旋菌门（）生物菌剂，强化垃圾发酵初期NH3-N硝化反应，降低消化系统后期氨的积累量，从而提升垃圾厌氧消化阶段的稳定性。

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Properties of methane production process of municipal solid wastes by anaerobic bioreactor landfill

Zeng Yunmin1,2, Wang Li'ao1,2※, Xu Tengtun2, Song Xue2, Hu Chaochao2, Li Tong2

(1.,,400044,;2.,,400044,)

In this paper, bioreactor was used to simulate the municipal solid waste (MSW) biodegradation process of landfill, tracing and testing trash methanogenic process and characteristics of leachate during anaerobic digestion, exploring the relationship between the two processes, aiming to screen out the indicators that can predict the methane production process of anaerobic digestion. The results observed at the end of 250 days prevailed that the cumulative biogas production was 1 850.38 L. The MSW anaerobic digestion gas production rate exponentially declines, measured values were basically consistent with the curve fitting with 0.78 of correlation coefficient. The nonlinear regression of the biogas production rates and digestion time showed that Scholl Canyon model fitted the results well, and the biogas production rate constants and waste gas potential were 0.0149 d−1and 66.36 L/kg, respectively. Determination of leachate characteristics showed that the peaks of total organic carbon (TOC) concentration in leachate appeared two times, which corresponded to the hydrolysis of sugar and protein in MSW. The concentration of TN in leachate continued to increase, showing the trend of nitrogen accumulation. The pH value, total organic carbon/total nitrogen (TOC/TN), acetic acid/valeric acid (HAc/HVa) of leachate changed in the system of methane production process, which has some instructions for stability. At the initial stage of methane production from digestive system, the pH value of leachate stabilized at 5.77-5.91. During the peak of methanogenic period, the pH value of leachate rapidly rose to its peak. In the late stage of methane production, the pH value continued to decrease and was less than 5.8. When the TOC/TN value of leachate was larger than 11, the anaerobic fermentation system was stable and methanogenic was normal. However, when TOC/TN value of leachate was lower than 11, the fermentation system was unstable due to ammonia accumulation, biogas production was small. The concentration of volatile fatty acids in leachate was HBu>HAc>HPr>HVa during the test period. The synthesis and transformation of valerate in waste anaerobic digestion process was relatively active. The HAc/HVa ratio changed greatly and had a significant inflection point, which was corresponding to the initial stage of methane production by anaerobic digestion. In addition, this paper also studied the leachate samples from different reaction periods (hydrolytic acidification A (50thday), methane production peak B(190thday), methane production end C(250th)), and solid samples at end-state MSW and cover were analyzed by 16S rRNA gene tag pyrosequencing for microbial community assessment. Cluster tree analysis showed that MSW samples and leachate samples were relatively close in microbial species and abundance with close genetic relationship, and the longer the reaction period, the higher the similarity. The lack ofin the anaerobic digestion system led to the interruption of ammonia nitrogen/nitrate/nitrite cycle, which caused environmental degradation and was not conducive to system gas production. The cover layer was the main site of nitrification. The cover layer can be used as a biochemical reaction active layer, which can promote methane production in the anaerobic digestion system. The ammonia poisoning inhibited the activity of methanogenic bacteria, which was the main reason for the decrease of methane production capacity of the anaerobic digestion system.The inoculation ofbiological bacteria in the phase of MSW oxygen consumption can strengthen the NH3-N nitrification reaction at the initial stage of waste fermentation, reduce the accumulation of ammonia in the late digestive system and enhance the stability of the MSW anaerobic digestion.

wastes; methane; degradation;bioreactor landfill; anaerobic digestion; methane production; leachates; microbial community

曾韵敏，王里奥，胥腾屯，宋 雪，胡超超，李 彤. 生物反应器模拟生活垃圾填埋降解产甲烷性能[J]. 农业工程学报，2018，34(13)：263－269. doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2018.13.032 http://www.tcsae.org

Zeng Yunmin, Wang Li'ao, Xu Tengtun, Song Xue, Hu Chaochao, Li Tong. Properties of methane production process of municipal solid wastes by anaerobic bioreactor landfill[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2018, 34(13): 263－269. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2018.13.032 http://www.tcsae.org

2018-01-31

2018-05-17

重庆市社会民主科技创新专项（cstc2016shmsax9004）；国家科技支撑计划项目（2014BAC29B01）

曾韵敏，博士生，从事固体废物处理处置及资源化利用研究。Email：zengyunmin@cqu.edu.cn

王里奥，博导，教授，从事固体废物处理处置及资源化利用研究。Email：wangliao@cqu.edu.cn

10.11975/j.issn.1002-6819.2018.13.032

X705

A

1002-6819(2018)-13-0263-07