我国现今处理城市生活垃圾的主要方式有堆肥、焚烧和填埋(张英民等，2011)，其中，填埋由于操作简单、运行费用低、适应性强等特点成为我国目前及今后相当长一段时期内采用的主要垃圾处理途径(Durmusoglu et al., 2005；杜吴鹏等，2006).填埋场中的垃圾降解是填埋场设计中重点考虑因素之一，直接关系到填埋场的沉降、渗滤液收集及处理系统的设计，以及填埋气收集及利用系统的确定等.因此，对填埋垃圾降解过程及其影响因素的掌握和了解对填埋场的设计至关重要.国内外相关学者对垃圾降解的影响因素做了大量的研究(刘东燕等，2010；Sponza et al., 2004；张华等，2009；张西华，2004；张晓星等，2004)，包括含水量、接种活性污泥、温度、渗滤液循环方式等，且对它们有了一个较为全面的掌握.其中，压实作用被认为能改变单位体积垃圾的水分含量，是影响垃圾降解的重要影响因素之一(王罗春等，2000).

但国内外对在压力下填埋垃圾的降解过程研究较少.其中，Wall和Zeiss(1995)在分析填埋场沉降和降解机制时，用了施加200 kg恒定压力的垃圾降解作为对照实验进行比较研究；Olivier和Gourc(2007)则为建立垃圾主压缩和次级压缩沉降数学模型，采用大型压缩反应器单元进行垃圾压缩测试的同时，对在稳定压力下垃圾的降解行为进行了监测研究；国内柯瀚等(2010)为了研究压力对垃圾降解及沉降特性的影响，进行过3个不同压力作用下(100、200、400 kPa)新鲜垃圾的长时间降解-压缩实验.但这些研究多集中在对垃圾沉降的关注，关于压力对生物降解的影响及其影响机制则讨论分析的较少，这就使填埋场设计时不能全面准确地了解和把握垃圾降解的过程.因此，本文深入探究压力对填埋垃圾降解尤其是对产甲烷这一资源化重要阶段的影响，旨在更好地把握填埋垃圾降解过程，为填埋场设计提供相应的理论基础和实践经验.

实验装置采用的是自主设计的压缩降解模拟填埋反应器，具体如图 1 所示.装置由两大部分组成，即压缩装置部分(德州超强液压机械厂)和模拟填埋反应器部分(深圳市精彩展示制品有限公司).压缩装置采用手动液压泵带动千斤顶加压的方式进行手动加压，施加在垃圾上的压力大小通过装在液压泵上面的液压表(量程0~40 MPa，刻度1 MPa)读数和换算得到，千斤顶通过支架支撑倒立.填埋反应器材质为不锈钢，高75 cm，内径18 cm；顶部设置两个开口，一个用于加入缓冲液调节pH加速垃圾甲烷化，另一个作为气体收集口，底部设置渗滤液收集口；移动活塞的不锈钢杆直径为3 cm，底部打孔平板部分厚0.5 cm，孔径1 cm，孔间距2.5 cm.

图 1(Fig.1)

图 1 压缩降解模拟填埋反应器装置示意图 Fig.1 Scheme of simulated landfill bioreactor with compression

实验共进行了170 d，实验开始先通过餐厨垃圾预处理、厌氧活性污泥(pH=7.11，ORP -343.6 mV，COD 4546.48 mg·L^-1，TN 1166.04 mg·L^-1，生物产甲烷势能约为1 mL·mL^-1(以每mL污泥产CH₄量计))接种及加缓冲物质NaHCO₃等手段帮助填埋垃圾快速度过酸化期达到产甲烷阶段.餐厨垃圾的预处理包括对餐厨进行水洗(所用水与餐厨质量比约为10: 1)(梁彦杰等，2008)和向餐厨中加入NaHCO₃缓冲试剂.在垃圾填埋后第75 d开始对垃圾施加21 kPa的恒定压力，第103 d时压力增加到42kPa，到了第131 d时继续将压力增加到84 kPa.呈阶梯增长式的加压方式是因为在实际填埋场中，垃圾往往是被逐层加入到填埋单元，所研究垃圾层所受到的压力也会逐步增大，21、42和84 kPa分别相当于垃圾埋深3、6和12 m.埋深的计算忽略了垃圾最终覆盖层的压力，即垃圾所受到的压力是它上部垃圾重力给予的.埋深计算公式为：P=ρ×g×h(ρ为垃圾的平均密度(kg·m^-3)，采用的是本实验垃圾填埋密度；g为重力加速度(9.8 N·kg^-1)；h为所研究垃圾上覆垃圾的高度(m)；P为所研究垃圾受到的压力(Pa))，将施加的压力21、42和84 kPa代入公式中，可以得到垃圾埋深分别为3、6和12 m.

实验所用生活垃圾通过人工配置得到，垃圾组成参照深圳市城市生活垃圾的典型组成确定(梁顺文等，2009)，垃圾成分包括餐厨(57%)、沙土(20%)、塑料(10%)、纸(9%)、玻璃(3%)和金属(1%).

填埋反应器底部和顶部均铺设5 cm高鹅卵石，装填垃圾初始高度55 cm.混合好的生活垃圾分5层装入反应器中，每1.8 kg垃圾为一层，每装入一层垃圾后加入360 mL的厌氧活性污泥进行接种.填埋反应器共装入9 kg湿生活垃圾，垃圾装填密度为643 kg·m^-3，用去厌氧污泥1800 mL，NaHCO₃试剂共加入39.34 g.最后，在反应器外壁裹上加热带和保温棉控制温度35 ℃，为垃圾厌氧降解产甲烷创造最佳的反应温度.在垃圾产甲烷以前，每天监测渗滤液pH大小，若pH过低则通过NaHCO₃缓冲溶液的加入调节pH.

生活垃圾填埋后，对气、液、固相各项指标进行定期监测.气相指标包括填埋气组成CH₄、CO₂含量和产气量的测定，气体组成利用气相色谱测定；液相指标则包括渗滤液的pH、COD、总氮(TN)等，pH采用电极法(德国赛多利斯)测出，其他指标参照《水和废水监测分析方法(第4版)》进行检测；此外，对垃圾高度尤其是加压或改变压力前后的高度进行监测，且通过质量衡算，可得出垃圾含水率、孔隙比e等固相物理指标.

图 2 描述了填埋垃圾加压前后的产气情况，垃圾从第11 d开始有甲烷产生到第47 d时达到甲烷日产量峰值6.38 L·d^-1，在第75 d施加21 kPa压力后，第76 d甲烷日产量从第75 d的1.85 L·d^-1增加到了2.95 L·d^-1，增长了59.82%，之后甲烷产量呈逐渐下降趋势，第103 d时日产量降到了1.17 L·d^-1；第103 d时把压力增加到42 kPa后，甲烷日产量逐渐上升，在第117 d时达到最大值1.50 L·d^-1，之后慢慢下降，在再次升高压力以前第131 d时甲烷日产量下降至0.90 L·d^-1；第131 d压力增加到84 kPa后，甲烷日产量先继续下降后上升至最大甲烷日产量1.00 L·d^-1.总的来说，压力能使甲烷产生量增加，不同压力下能增加到的最大甲烷日产量及所需时间见表 2.

图 2(Fig.2)

图 2 甲烷日产量变化情况 Fig.2 Daily Methane generation in the landfill bioreactor

表 2(Table 2)

表 2 加压前甲烷日产量与加压后达到的最大甲烷日产量的结果比较 Table 2 Comparison of the maximum daily methane generation before and after compression

表 2 加压前甲烷日产量与加压后达到的最大甲烷日产量的结果比较 Table 2 Comparison of the maximum daily methane generation before and after compression 压力/kPa 甲烷日产量/(L·d -1) 增加百分比 所需时间/d 加压前 最大值 21 1.85 2.95 59.82% 1 42 1.19 1.5 26.05% 14 84 0.9 1 11.11% 13

图 3 展示了填埋气中甲烷和二氧化碳浓度的变化情况.第75 d甲烷浓度为59.59%，第75 d对垃圾施加了21 kPa的压力后，填埋气甲烷浓度先稍微有所下降，第79 d后甲烷浓度开始上升，在第99 d达到峰值69.40%，与加压前第75 d相比甲烷浓度升高了9.81%，说明在压力作用下产甲烷菌变得更加活跃.第103 d压力增加到42 kPa后，甲烷浓度稳定在66.23%~68.22%之间，没有明显变化.第131 d压力增加到84 kPa后，甲烷浓度在第144 d升到最高浓度68.83%后慢慢下降，升到的最高浓度比升高压力以前第131 d的甲烷浓度高出1.02%，甲烷浓度升高现象与21 kPa时相比不明显.实验结果表明，外加压力作用下产甲烷菌变得更加活跃，令填埋气中甲烷浓度有所升高，但更高的压力作用下甲烷浓度变化不明显.

图 3(Fig.3)

图 3 甲烷及二氧化碳浓度变化曲线 Fig.3 Composition of biogas produced in landfill bioreactor

加压前，上层砾石层并未发现有渗滤液，渗滤液全部在垃圾和底层砾石层中，压力把部分渗滤液从垃圾中挤出，上层砾石层上面截留了一定量的渗滤液，截留的渗滤液在反应器中的水位变化如图 4 所示.在每种压力作用的28 d时间里，渗滤液水位随时间有降低趋势，但在84 kPa 压力的长期作用下，渗滤液水位呈上升趋势.

图 4(Fig.4)

图 4 加压后上部截留渗滤液水位变化情况 Fig.4 The variation of leachate level after compression

渗滤液pH变化如图 5 所示，加压前pH稳定在5.55~5.81之间，在21 kPa恒定压力下的4周时间里，pH先是升到了6.05后又下降至5.93；压力增加到42 kPa后，pH又开始慢慢上升到6.28后下降至6.18，升到的最高值大于21 kPa时的最大值；与前两个压力的变化趋势略有所不同，压力增加到84 kPa后，pH先是下降到6.00后慢慢升到最大值6.44.

图 5(Fig.5)

图 5 pH随压力及时间的变化曲线 Fig.5 pH change with compression and time

图 6给出了渗滤液加压前后COD的变化情况，21 kPa压力下，渗滤液COD先快速地从46601 mg·L^-1升到最高值48875 mg·L^-1，之后慢慢下降至41487 mg·L^-1；压力增加至42 kPa后，COD变化趋势跟加21 kPa压力时类似，先迅速升到44896 mg·L^-1后降至28126 mg·L^-1；压力升至84 kPa后，COD变化与前两者稍有不同，COD没有迅速地达到峰值，而是经历了约18 d后达到了峰值55677 mg·L^-1，之后下降.

图 6(Fig.6)

图 6 COD随压力及时间的变化曲线 Fig.6 COD value change with compression and time

总氮(TN)和氨氮(NH₃-N)浓度随压力及时间趋势基本一致(图 7)，在3个不同压力下的变化都是先升高至某一最大值后下降，但升到最高值所需的时间不同，21 kPa时所需时间明显少于42 kPa和84 kPa时.21、42和84 kPa不同压力下TN和NH₃-N达到的最大值分别为2152、2057、2655 mg·L^-1和2140、1930、2589 mg·L^-1.在84 kPa压力下，氮浓度达到的最大值明显高于在21 kPa和42 kPa下的最高值.

图 7(Fig.7)

图 7 氮浓度随压力及时间的变化曲线 Fig.7 Nitrogen concentration change with compression and time

垃圾压缩实验的研究结果表明，垃圾压缩24 h后发生的压缩量可以近似代替极限压缩应变(张振营等，2005)，因此，将压力施加24 h后垃圾高度变化情况列于表 3.第一阶段21 kPa的压力令垃圾高度下降42.20%，下降程度远大于后面把压力增至42 kPa和84 kPa时的下降情况，这说明垃圾形变程度在一定压力下达到极限，再增加压力也不会再发生多大的改变.

表 3(Table 3)

表 3 加压24 h 后垃圾高度的变化情况 Table 3 Height change of MSW after 24 h compression

表 3 加压24 h 后垃圾高度的变化情况 Table 3 Height change of MSW after 24 h compression 压力/kPa 高度/cm 沉降量/cm 沉降百分比 0 h 24 h 21 41.0 23.7 17.3 42.20% 42 21.0 20.0 0.8 3.85% 84 20.0 18.6 1 5.10%

压力作用下，垃圾体中部分水被挤出(图 4)，会令垃圾含水率有所改变，通过质量恒算计算出垃圾含水率随压力及时间的变化情况，具体如图 8 所示.在21kPa压力作用下，垃圾含水率从42.06% 骤降到21.82% 后又缓慢的升高；在42 kPa和84 kPa压力作用下，垃圾含水率均呈现出先快速下降后升高的趋势，但在84 kPa压力的长期作用下，垃圾含水率是呈下降的趋势.

图 8(Fig.8)

图 8 垃圾含水率随压力及时间的变化情况 Fig.8 Moisture content of MSW with compression and time

垃圾体积被压缩变小，垃圾孔隙比很有可能会随之变化，因此，根据孔隙比的计算公式(1)算出垃圾孔隙比，垃圾孔隙比随压力及时间的变化情况如图 9 所示.图 9 显示，施加21 kPa的压力时，垃圾孔隙比从3.24骤降到1.29，降低率达到了60.19%；压力分别增加到42 kPa和84 kPa后，孔隙比也有所下降，但下降程度均远低于加21 kPa压力时.

图 9(Fig.9)

图 9 垃圾孔隙比随压力及时间的变化情况 Fig.9 Void ratio of MSW with compression and time

从图 2 中得出压力作用可以加快垃圾产甲烷速率的结论，压力可以通过改变垃圾物理性质来影响垃圾内部产甲烷的生物反应，物理性质包括含水率、孔隙比等.含水率的增加被认为可以加速填埋垃圾的降解(Chen et al., 1990)，但在本实验中垃圾含水率是随着压力的施加减小的(图 8)，据此可以判定，本实验中垃圾含水率不能作为影响加压前后垃圾产甲烷速率变化的决定性因素.

加压时，填埋垃圾厌氧降解处于产甲烷阶段的衰减期，此时微生物代谢活动的限制因素主要是周围基质的浓度即有机垃圾的多少，压实使垃圾孔隙比减小，令微生物与有机物之间的接触增多，从而提高了厌氧降解速率，增加了产气量.且根据Martin等(2003)提出的固相厌氧反应的“反应活性区机理”，假设接种物周围的垃圾是均质的且呈球形，反应活性区扩展的速率是均匀的，任何时候的反应速率与任何组分的浓度无关，而是由反应活性区的总面积大小(也可理解为微生物周围基质浓度)决定的.加压前(P₀)后(P)可以作为活性接种物的MSW与周围未进入甲烷化反应的MSW接触面积变化，如图 10 所示，加压后接触面积与未加压前相比明显增大，因此，甲烷日产量在加压后明显增多(图 2).且在压力作用下垃圾含水率的降低(图 8)和垃圾孔隙比的减小(图 9)现象也表明了垃圾之间接触范围的增多.但接触面积不可能随着压力的增加无限地增大，从而导致了压力从21 kPa增加到42 kPa和从42 kPa增加到84 kPa时，垃圾甲烷产量增加的不是那么明显，且增加速率变得迟缓(表 2).

图 10(Fig.10)

图 10 加压前后MSW与接种物接触面积变化示意图 Fig.10 Contact area change of MSW and seed before and after compression

加压后，垃圾孔隙比变小，垃圾中部分渗滤液与气体被挤出，被挤出的渗滤液积留在上层砾石层的上面形成如图 4 所示一定量的渗滤液，令渗滤液水位升高.随着时间的延长，在增加压力以前，渗滤液水位有所降低，是由于少量渗滤液因重力作用渗回垃圾所致，垃圾含水率在加压后先下降后慢慢有所上升的现象(图 8)也证明了这一点.但在84 kPa 压力的长期作用下，渗滤液水位呈上升的趋势，说明压力对渗滤液水位的长期影响是令其升高的.在填埋场内，高的渗滤液水位会引发一系列不利后果，如加速渗滤液渗漏，填埋堆体失稳滑坡，加剧污染物扩散等(兰吉武，2012).所以，压力令渗滤液水位升高，增加了周围环境的安全风险.

具有较大粒径的部分有机垃圾在压力作用下被破碎，粒径变小，加速了有机物水解速率，使渗滤液的COD值快速升高，但甲烷产生速率的加快又消耗掉COD，因此，COD只是有了暂时的上升后又下降，不能持续升高(图 5).渗滤液氮浓度的变化及原因也同COD类似.对比图 5和图 6 发现压力增加时，COD和氮浓度升高到最大值所需的时间也相应地有所增加，压力加速有机物降解有了一种“延迟效应”.渗滤液pH的变化可以认作垃圾自然降解过程pH会慢慢上升的结果，但压力可使微生物种群繁殖加快令种群调节周围环境的能力加强，这将多少对pH的升高有一定贡献.

垃圾体与普通土体相比，垃圾沉降除了是因为气体孔隙的减少及孔隙水的排出外，还由于有机物的降解引起的固体颗粒的减少(王志萍，2007).加21 kPa压力时，压实作用和加快的有机物消耗速率都使垃圾体沉降加速，但大部分沉降是由于压力的压实作用引起的，因降解引起的沉降与时间密切相关(Park et al., 2002).压力增加至42 kPa或者84 kPa时，发生的垃圾沉降跟21 kPa时相比要少得多，说明垃圾被压缩时具有形变极限(张振营等，2005)，因此，不能被无限地压缩.填埋垃圾体在一定压力下会发生很大的沉降，更大的压力对垃圾体沉降的贡献变得很小.这也指导进行垃圾填埋时，对垃圾进行适宜的压实作用即可，过多的压实可能非但不能达到增加填埋容量的目的反而增加了成本.

本研究通过进行阶梯增加式压力(21 kPa~42 kPa~84 kPa)对填埋垃圾产甲烷阶段的影响研究，得到以下结论：

1)压力通过增加接种物与未进入产甲烷阶段垃圾的接触面积，可以使填埋垃圾产甲烷速率加快，甲烷浓度升高.

2)在压力作用下，渗滤液水位升高，增加了环境安全风险，渗滤液COD、氮浓度等值有所升高，更大的压力对渗滤液的影响变得迟缓，相应渗滤液处理参数等应做相应调整.

3)垃圾体在压力作用下，会发生较大的沉降，增加填埋场容量，但压力过大可能达不到扩容的目的而造成成本的增加.