卫生填埋作为我国目前农村生活垃圾无害化处理处置的主要方式，具有投资成本和运行成本低、易于管理，且对入场垃圾的组分要求不高等优点。但是，传统垃圾填埋场的垃圾降解速度相对较慢，需要较长的时间来稳定、监测和维护。而填埋过程中产生的填埋气体在村镇垃圾填埋场难以收集，是温室气体的重要产生源。此外，垃圾渗滤液含有难降解有机物、氨氮、持久性污染物等，不妥善处置会产生二次污染，影响我国村镇地区居民的生活环境。
好氧生物填埋反应器运用强制通风措施可最大限度地缩短垃圾稳定化周期，同时降低渗滤液中污染物浓度。微好氧生物反应器填埋场的设计原理是在不提供动力的情况下，利用管道的不满流设计和填埋场的内外压力差，保证外界空气不断向填埋场内部流动。Ishikagi等报道在有氧情况下的填埋垃圾堆体温度比传统的厌氧填埋高10℃，有利于部分微生物的代谢活动，加速垃圾堆体中有机物降解。
这种填埋方式具有 有机物降解率高（比厌氧系统高1个数量级） 、 提高脱氮能力 和 减少甲烷生成 等优点。Sekman等报道中试规模的填埋实验中，经过140d的反应时间，厌氧反应器渗滤液中COD浓度仍有87650mg/L，而曝气量为0.1L/（min·kg）的填埋反应器渗滤液COD浓度只有5000mg/L；另外，其氨氮浓度只有厌氧反应器渗滤液中氨氮浓度的37%。
通风模式是填埋垃圾稳定化研究的一个重要方向。Chu等发现连续通风反应器中垃圾降解速度最快；间歇通风可以创造厌氧、好氧、兼性好氧条件，有利于垃圾填埋场厌氧和好氧微生物的生长和代谢；相对于连续通风，间歇通风成本降低80%。 Qiu等研究了通风频率对填埋垃圾稳定化的影响，发现通风频率为1∶3时垃圾降解速率最快，污染物去除速率最高。 Zhang等报道了在自然通风情况下，利用填埋垃圾自身的孔隙与垃圾堆体内外的温度差，可以增加填埋垃圾堆体中氧气浓度。
本研究在上述研究的基础上，系统开展厌氧、好氧、微好氧3种填埋模式下液、固、气三相变化的研究，进一步通过CFD模拟软件对好氧反应器内氧气浓度流场进行模拟计算。为好氧与微好氧填埋工艺在实际工程中应用提供实验支撑。
实验所用反应器为有机玻璃材质的填埋反应柱，壁厚10mm、直径400mm、总高1000mm，如图1所示。共设置3组生物反应器，分别为厌氧生物反应器、好氧（强制通风）生物反应器、微好氧（自然通风）生物反应器。以强制通风生物反应器为例，反应器底部为锥形，坡度（i）为0.25，并在底部接1根直径25mm的渗滤液收集管，锥体部分铺设碎石子作为导滤层，渗滤液经导滤层由渗滤液收集管流入渗滤液收集桶；反应器中央设置1根直径25mm的穿孔花管作为导气管，外接风机通风，风量为1L/（min·kg）；反应器距底部高度500mm处设置1个直径100mm的固体取样口，取样口配有法兰盘密封，反应器距底部高度250mm处设置1个温度计探头。
反应器顶盖依次设置有雨水回灌口、导气管通风口、填埋气检测口，各管口皆设有阀门，可实现管路的启闭。填入垃圾后，垃圾层上方铺设50mm的卵石层，以实现均匀布水。垃圾层中设有填埋气收集装置管，管路连接填埋气检测口外接气体检测。厌氧反应器不接风机，各管口阀门关闭，保证装置内严格厌氧，在填埋气检测口接1根支管收集填埋气；微好氧填埋反应器不接风机，通风管阀门开启，其他管口阀门关闭；为保证渗滤液产生量，根据武汉市当地降雨量收集雨水，通过雨水回灌口汇入反应器中。
注：图中长度单位为mm。
为保证反应器填充原料的均一性，本实验使用自配的模拟生活垃圾。填埋垃圾组分比例参考前期的调研监测结果。单个反应器填埋垃圾量为33.2kg，其中使用学校食堂的餐厨垃圾20kg、菜市场的菜叶6.4kg、校园收集到的树叶4.8kg、破碎后的秸秆2kg。模拟垃圾充分混合均匀后，填充至反应器中，垃圾的基本特性如表1所示。
表1 模拟垃圾基本特性
2组反应器垃圾固体样品每隔15d取样1次，所取样品均匀混合破碎后，测定含水率和有机质含量；3组反应器渗滤液和填埋气每周取样测定两次。垃圾含水率与有机物含量参考CJ/T313—2009生活垃圾采样和分析方法进行测定，垃圾堆体温度通过温度传感器直接读取。
干燥后垃圾热值通过氧弹式量热仪（中国三德，SDACM3100）进行测定；干燥样品中C、H、O、N、S含量通过元素分析仪（德国Elementar，VarioMicrocube）进行测定。渗滤液中BOD、COD、NH 4 + -N分别通过BOD水质测定仪（中国中科德馨环保，LL-IS）、重铬酸钾法与纳氏试剂分光光度法进行测定。填埋气体组分含量通过沼气分析仪（英国Geotech，Biogas5000）进行测定。
1. 渗滤液产生量
整个实验周期为45d，武汉市总降雨量为62.9mm，降雨量集中在第10~20天，如图2所示。3组反应器的渗滤液产生量趋势基本保持一致，在实验初期（0~5d），渗滤液产生量较大，来源于垃圾自身在重力沉降作用下产生的渗滤液（图2）。第10~20天雨水汇入反应器内使得渗滤液产生量增加。20d后渗滤液产生量（以绝干垃圾计）单日低于10mL/kg。45d的填埋实验后，好氧生物反应器停止产渗滤液；厌氧、微好氧与好氧反应器渗滤液总产生量分别为384.8、339.2、309.1mL/kg。厌氧生物反应器渗滤液产生量高于好氧和微好氧生物反应器，说明填埋反应器在空气流通的开放系统中，可以通过蒸发作用实现渗滤液的减量化。
2. 渗滤液水质指标
渗滤液pH是表征填埋过程稳定化阶段的一个重要指标，填埋初期的水解酸化阶段中有机物水解成小分子酸，导致渗滤液pH较低。如图3所示，3组反应器中渗滤液pH在前10d经过快速上升后保持在一个稳定的水平，厌氧和微好氧反应器渗滤液pH分别稳定在5.0和5.5左右，说明两组反应器还处于填埋初期的水解酸化阶段。好氧反应器渗滤液pH维持在6.5~7.5，并且还有缓慢上升的趋势， 说明好氧条件有利于小分子酸降解，加快了填埋稳定化进程。
厌氧、好氧与微好氧3组反应器渗滤液初始COD浓度分别为54665、58399、62467mg/L。第10~20天3组反应器的COD浓度均有降低，其主要原因为外部雨水的汇入对渗滤液有稀释作用，随后厌氧和微好氧反应器中COD浓度逐步上升，好氧反应器COD浓度持续降低。从整个反应过程来看，厌氧反应器的COD浓度在经历一个短暂的波动后一直维持在较高的浓度，没有明显降低，如图3所示。相比之下，好氧和微好氧反应器COD浓度持续降低，第45天时，COD分别降低69.75%、46.53%，可能是因为在有氧环境下，好氧微生物活性高，污染物降解速率更快。
3组反应器的BOD都呈现先上升后缓慢下降的趋势（图3）。在反应初期，复杂的大分子有机物被降解为可被生物利用的小分子有机物，渗滤液中BOD浓度增加，厌氧、好氧与微好氧3组反应器的BOD浓度在第10天达到最大值，分别为40545、30650、31357mg/L。随后由于雨水的稀释快速降低。好氧生物反应器和微好氧生物反应器的BOD更低，可能原因是有氧条件下小分子有机物的矿化作用。
BOD/COD（B/C）一般作为判断水样可生化性的一个重要指标，当B/C>0.3时，可认为水样的可生化性好，3组反应器的B/C均>0.3，说明模拟实验的渗滤液可生化性较好，与填埋场早龄期的渗滤液水质相似。厌氧生物反应器的B/C在第17天达到最大值后保持稳定一段时间，在第40天后快速下降，这与典型厌氧填埋场渗滤液水质变化相符；微好氧和好氧反应器渗滤液的B/C始终>0.5， 说明好氧环境下渗滤液中有机物多为易生物降解的小分子有机物，渗滤液的可生化性良好。
氨氮是渗滤液中主要污染物质之一，典型厌氧填埋场后期渗滤液氨氮浓度高，处理困难。3组反应器渗滤液中氨氮在前10d均有上升趋势，如图3所示，这可能是因为在填埋初期大分子的蛋白质转化成小分子物质，通过氨化作用和水解作用使得渗滤液中的氨氮浓度增加。随后厌氧反应器中的氨氮浓度小幅下降后维持在一个较高的浓度。在好氧和微好氧反应器中，有氧环境下部分氨氮通过硝化作用转化为硝态氮，部分氨氮从垃圾堆体中逸散到大气中。从3组反应器渗滤液氨氮的浓度变化可以看出， 堆体氧气浓度与填埋过程中的生化反应密切相关，进而影响着污染物的浓度。
微生物的活动自身产热能维持堆体温度，其中好氧反应器反应最剧烈，温度最高达到45℃，其次是微好氧反应器维持在30℃左右，厌氧反应器相对较低保持在20~25℃，如图4所示。在第10天之后3组反应器的堆体温度也快速降低，最终与室温接近。
垃圾堆体的沉降量是反映填埋稳定化进程的一个重要指标。 如图4所示，3组反应器的堆体沉降量在前10d均有一个快速下降的过程，这是由于垃圾堆体自身重力作用导致；第10~45天堆体高度变化趋于平缓，为有机物的降解导致。好氧通风组由于有强制通风，垃圾堆体内部生化反应也较为剧烈，垃圾堆体的沉降更大。
填埋垃圾的有机物含量逐步降低，如图4所示，下降量由高到低依次为好氧组、微好氧组、厌氧组，有机质下降量从一定程度上反映了填埋过程中生化反应强度，由此可以看出在好氧情况下填埋过程中生化反应最剧烈。0~45d填埋垃圾的含水率并没有下降，期间还有略微上升，这是因为在整个实验过程中按当地降雨量设置雨水汇入，而垃圾堆体有一定的持水能力，故垃圾堆体的含水率没有明显的变化。
对堆体内部填埋气收集分析可以反映填埋过程中的气体浓度环境，根据CH 4 、CO 2 、O 2 的浓度变化可以推测相应的生化反应过程。厌氧反应器气体组分变化如图5（a）所示，反应器内CH 4 、O 2 的浓度基本为0，这是因为厌氧反应器为严格密封状态，初始阶段 O 2 被消耗完，后续会一直保持厌氧状态，但是还未达到产甲烷阶段，故没有检测到甲烷产生。
前10dCO 2 浓度经历了一个短暂波动后稳定在20%，这是因为在厌氧环境下，有机物厌氧发酵产生CO 2 ，使得反应器内部CO 2 浓度能维持在一个较高的水平。好氧反应器气体组分变化如图5（b）所示，好氧反应器一直强制通风，堆体内部沼气在前10d经过短暂波动后，O 2 浓度保持在20%，CO 2 浓度降至0，反应器内无甲烷产生，气体成分与空气相近。
微好氧反应器的气体组分变化如图5（c）所示，在自然通风的情况下前10dO 2 浓度快速下降，CO 2 浓度快速上升，这是因为在初期有机物在有氧的情况下快速分解产生小分子物质生成大量CO 2 ，消耗O 2 ，10d后O 2 浓度逐步上升，CO 2 浓度略微下降，两者浓度在10%左右保持动态平衡，可见自然通风的微好氧填埋模式可以实现堆体内部氧环境浓度达到10%，由于是在有氧环境下，反应器内无甲烷产生。
由上述分析可知， 不同模式的填埋，堆体内部的气体环境不同，这同时也决定了填埋过程中的生化反应类型和强度，进而影响填埋场的一个稳定化进程。且对于填埋堆体来说，气体在不同位点的分布并不是均一的，因此堆体反应器内气体浓度分布的研究是有必要的。
图6是利用CFD模拟软件对好氧反应器内O 2 浓度流场模拟计算的结果，图6（a）是好氧反应器内氧气浓度分布云图，纵向来看，除去底部碎石子层，垃圾堆体中O 2 浓度由上至下依次递减，即越往垃圾堆体底部，O 2 浓度扩散越困难，这可能是因为底部垃圾层压实密度大于上层；横向看，O 2 浓度由中心向四周依次递减，这是因为通风管设置在反应器正中心，气体向四周扩散遇到垃圾层的阻力，因此越靠近边界浓度越低。
图6（b）是好氧反应器内压力场，反应器内压强由上至下逐渐增加，这与垃圾堆体的压实密度有关系，与O 2 浓度云图相对应，底部压强大，气体扩散困难，上部压强小，气体扩散相对较容易。
图6（c）为好氧反应器内气体流线示意，气体通过通风管由反应器中心向四周抛物线状扩散，上部压强低流线密集、O 2 浓度高，底部压强高、流线稀疏、O 2 浓度低。因此，在自然通风与强制通风的模式下，通风管道对于填埋垃圾的作用范围有限。可以通过小单元的填埋模式，尽量减少填埋垃圾堆体的高度，维持空气在垃圾填埋堆体内的扩散作用。
不同通风模式对垃圾填埋的处理费用影响巨大，因地制宜地选择通风模式对于填埋垃圾稳定化工艺至关重要。好氧模式下，风机会消耗电力，增加填埋处置的成本。Chu等发现相对于连续通风，间歇通风成本降低80%。因此，这个场景适用于老旧填埋场的稳定化处理，可加速垃圾填埋场的稳定化进程。微好氧填埋可利用管道的不满流设计和填埋堆体的内外压力差，在不额外提供动力的情况下，使外部的空气进入到堆体内部。
这种填埋模式相比于传统厌氧填埋，可大幅提高垃圾堆体的稳定化进度，在隔绝外部雨水进入的情况下，显著减少垃圾渗滤液的产生。此外，垃圾渗滤液中有机物的浓度也会大幅降低，减少后续垃圾渗滤液的处理难度与费用。
传统的厌氧填埋虽然建设费用最低，但填埋垃圾需要十几至几十年的稳定化时间，持续产生难处理的垃圾渗滤液与温室气体，占用土地资源。因此，对于已经存在的厌氧型填埋场，在条件允许的情况下，可以进行主动通风等填埋场修复工艺，加快填埋垃圾堆体的稳定化进程，减少其产生的二次污染。
