利用畜禽废水中的氨氮驯化矿化垃圾填料氧化填埋场的CH4

摘要：

探讨通过利用畜禽废水中氨氮实现矿化垃圾中铵氧化菌的富集，再利用其对CH4同等氧化能力实现垃圾填埋场温室气体总量减排。研究结果表明：矿化垃圾对畜禽污水中氨氮具备较强的硝化能力，运行120 d内氨氮去除率高于60%；投加200 mg·kg-1氨氮后的培养研究中，120 h驯化后矿化垃圾硝酸盐氮的生成量分别为原生矿化垃圾样品和粘土样品的2.0倍和3.8倍；矿化垃圾和粘土样品中CH4消耗和CO2的净生成趋势可分别采用一级和零级动力学模型来表征（R2>068）；与氮转化趋势类似，基于CO2的净生成速率，120 d驯化后矿化垃圾的CH4氧化能力比粘土样和原生矿化垃圾分别提高了59.3%和10.6%。矿化垃圾经高氨氮畜禽养殖废水驯化可有望提高其对CH4的氧化能力，而污水中其他组分（CODCr、SS及磷素等）富集对CH4氧化过程的影响还亟待进一步研究。

关键词：

甲烷氧化； 硝化能力； 矿化垃圾； 驯化； 变化趋势

全球变暖已成为世界关注的重大环境问题。《京都议定书》中急待减排的主要温室气体包括：CO2、CH4和N2O[12]。目前，相关研究主要集中在农田、草地、湿地及林地等生态系统[34]，而对碳氮源丰富、转化更急剧的生活垃圾填埋场中CH4和N2O的释放研究匮乏。仅有的文献表明，生活垃圾填埋场是CH4和N2O的重大释放源[57]。张后虎等以季为时间尺度对中国上海和杭州生活垃圾填埋场3种温室气体（CH4、N2O和CO2）进行了全年同步监测，将结果统一换算成CO2释放当量后发现CH4释放量占主导，高达95%以上[78]。为此，垃圾填埋场温室气体减排的关键在于控制CH4的释放量。填埋气体收集系统可有效降低填埋场内的CH4分压，使其释放推动力减小。除此之外，CH4气体在经过填埋场终场覆盖层时在甲烷氧化菌的作用下被氧气氧化转化为CO2、水和生物质，从而减少甚至完全消除填埋场的甲烷释放[911]。

张后虎，等：利用畜禽废水中的氨氮驯化矿化垃圾填料氧化填埋场的CH4

除甲烷氧化菌外，Mandernack等在填埋场覆土和蔡祖聪等在农田发现铵氧化菌同样具备氧化CH4的能力[3，1213]。在适宜的环境条件下，甲烷氧化细菌可氧化铵态氮，铵氧化细菌也可能氧化甲烷，从而可考虑借助富集铵氧化菌于填埋场覆盖材料氧化CH4，为削减填埋场的温室气体释放量提供了技术途径。矿化垃圾填料硝化能力强、铵氧化菌群落丰富[1416]，应成为首选覆盖材料。Barlaz等也尝试采用腐熟垃圾构建生物覆盖层（Biological active cover）来削减CH4的释放[9]，而中国鲜见涉及垃圾填埋场温室气体减排技术的相关研究，更未能涉及矿化垃圾经高氨氮废水驯化后，富集铵氧化菌对CH4氧化能力的衍生研究。

研究旨在利用高氨氮浓度的畜禽养殖废水培养矿化垃圾，通过富集铵氧化菌氧化CH4降低垃圾填埋场温室气体的总释放当量，为控制生活垃圾填埋场温室气体的释放研究低成本、高效率的减排技术。

1材料与方法

1.1矿化垃圾与粘土土样

供试原生矿化垃圾取自南京城市生活垃圾填埋场，填埋龄为10 a。场内填埋的生活垃圾主要成分为60%厨余、20%塑料、15%其他物质（竹木，纸张，织物和渣石等），日填埋量为3 000～4 000 t/d。矿化垃圾开挖后，去除玻璃、渣石等，过200目筛供使用。供试粘土样取自宜兴某农田（N： 31°29′， E： 119°59′），其粒径分布为：粘粒43.5%，壤粒 32.1%和砂粒24.4%。矿化垃圾和粘土样的基本理化性质列于表l，样品理化特性测试方法见文献[17]。

1.2氨氮驯化矿化垃圾

畜禽污水采自江苏宜兴周铁镇某养猪场，存栏100头/年左右，养猪场采用干湿分离的方法排出尿液和冲厕废水，水质指标如下：CODCr， 655 ± 184 mg·L-1； NH3-N， 168 ± 26 mg·L-1； TN，248 ± 60 mg·L-1； TP， 18 ± 12 mg·L-1； pH， 7.6 ± 0.2。采用滴滤的进水方式对矿化垃圾进行驯化，将矿化垃圾填料填充于玻璃钢装置中，尺寸为30 cm×40 cm×20 cm （H×L×W）。每日按照序批式工艺状况（前期优化结果：进水-反应-出水-闲置/4-12-2-6 h）4阶段运行[16]，矿化垃圾填充的体积为20 L，按照固液比1：20，水力负荷0.40 m3·m-2 ·d-1的工况运行，运行时间为2010年8月-12月，不间断运行共历时5个月后采集的矿化垃圾样品为：驯化后矿化垃圾。

1.3氮转化实验

所有的培养实验均在容积250 mL的具塞血清瓶内批式进行，矿化垃圾（或粘土）样品经风干（25 ℃左右，3 d）、过2.00 mm筛后，精确称取50 g于瓶中。每种样品共设置6组进行培养，分别对应于投加（NH4）2SO4溶液后的第1 d中第0.5、2、12、24 h以及72 h和120 h，至规定时间取出样品同时测定土样受纳（NH4）2SO4溶液后NH4+-N和NO3--N含量，考察样品中微生物对氨氮氧化和硝酸盐氮生成的能力，投加的氮负荷为200 mg·kg-1（基于矿化垃圾/粘土样干重，以下同）。加入矿化垃圾（或粘土）和（NH4）2SO4溶液后，调节蒸馏水的量保持含水率为15%，换算成孔隙含水率约为47%（低于60%）；此条件下，矿化垃圾（或粘土）内部处于有氧条件，氮转化主要以硝化过程为主[8]。培养瓶先在恒温（25 ℃）摇床上振荡0.5 h，使样品与液体混合均匀，再放入生化培养箱中25℃下避光培养，每组样品均设置2个平行样[8]。

1.4CH4氧化能力

精确称取100 g风干矿化垃圾/粘土样品（过200 mm筛）置于250 mL的培养瓶内，再注入蒸馏水保持含水率15%。瓶内以橡胶塞密封后用注射器抽出25.0 mL空气，然后注入纯CH4气体25.0 mL，使培养瓶内CH4的体积初始浓度为10%左右。将培养瓶放在恒温（25±1 ℃）摇床上145 rpm频率摇动30 min，使土壤与所投加的液体和气体混合均匀，再放入生化培养箱中恒温（25±1 ℃）培养。除CH4氧化之外，样品中微生物因呼吸作用释放CO2；故另设不注入CH4的空白组，扣除呼吸作用释放的CO2计算净生产量，研究供试样品对CH4的氧化能力。所有样品均设置3组平行，取均值作为最终数据。气体样品中CH4和CO2的浓度测定参考文献[78]。为了考察矿化垃圾样品应用于工程现场对环境的适应性，设置我国华东地区填埋场覆盖土壤冬季低温（5 ℃）、春秋季中温（15 ℃）和夏季高温（30 ℃）进行实验室培养试验[78]。

2结果与讨论

2.1畜禽废水驯化矿化垃圾填料

传统的氮去除途径主要依赖于硝化反硝化，矿化垃圾颗粒中硝化菌群丰富，高达1×105个/g[14]。为此，畜禽废水滴滤矿化垃圾填料后，对水中氨氮去除率较高，保持在60%以上（图1（b））；与氨氮的高去除率相对应，出水中硝酸盐氮的累积浓度高（图1（b））。相对进水而言，出水中硝酸盐氮平均值提高了十数倍不等。反硝化能力差主要源于矿化垃圾填充高度低（20 cm），缺乏有效的厌氧环境[16]。

图1畜禽废水氨氮驯化矿化垃圾填料

2.2矿化垃圾填料中氮转化

当氨氮投加于矿化垃圾/粘土样品进行培养研究，均出现NH4+-N含量下降及NO3--N含量上升的现象（图2）。而驯化后矿化垃圾中氨氮和硝酸盐氮变化幅度最大，培养至第120 h时，NH4+-N含量低于50 mg·kg-1，而NO3--N高于300 mg·kg-1；粘土样投加氨氮溶液后，NH4+-N和NO3--N转化强度远低于矿化垃圾样品，培养至第120 h时，其NO3--N含量上升幅度低于90 mg·kg-1（图2（c））。与原生矿化垃圾和粘土相比，驯化后矿化垃圾样品中NO3--N含量在120 h上升幅度分别提高至2.0和38倍。

2.3矿化垃圾填料氧化甲烷能力

注入CH4后，矿化垃圾/粘土样品中CH4消耗和CO2的净生成趋势类似，可分别采用一级和零级动力学模型来表征（R2>0.68，图3），其中空白组CO2释放量比例小于1%。与氮转化速率相同，矿化垃圾CH4氧化能力强于粘土，CO2的净生成速率为粘土的1.6倍左右，而120 d驯化后矿化垃圾对CH4的氧化能力较原生矿化垃圾提高了10.6%。

CH4和NH4+的正四面体分子结构类似，分子量相近，CH4单氧化酶和铵单氧化酶结构极为相似，而且分别是CH4氧化和铵氧化的关键因子，CH4氧化细菌和铵氧化细菌在底物利用、氧化酶等方面具有共性[3，12]。本研究中，120 d驯化后矿化垃圾相对原生矿化垃圾和土壤样品在氮和碳转化能力方面保持一致，同时，污水中CODCr、SS及磷素等其他组分富集对CH4氧化过程的影响将在后续研究中进行表征，限于篇幅本文不作讨论。

图2矿化垃圾投加氨氮溶液后氮转化趋势

图3矿化垃圾驯化后对甲烷的氧化能力

2.4温度

图4给出了粘土、原生和驯化后矿化垃圾样品在3种温度下对CH4的氧化能力比较，不难发现，3种材料对CH4氧化与CO2的生产趋势与培养温度成正比例关系，与相关文献研究成果吻合[8]。其中5 ℃培养条件下，120 h后仅50%的CH4被氧化削减，而CO2的生产量低于800 mg C·kg1。虽然30 ℃培养条件下，原生矿化垃圾与驯化后矿化垃圾对CO2 的生产趋势接近，但12～72 h内驯化后矿化垃圾的CH4削减量显著高于原生矿化垃圾。而在15 ℃培养条件下，120 h后驯化后矿化垃圾CO2 的生产量比原生矿化垃圾高出31%，为粘土样的6.68倍。

图4温度对矿化垃圾驯化氧化甲烷能力的影响

3结论

利用畜禽污水中高氨氮浓度这一基本特征，驯化矿化垃圾填料富集铵氧化菌，借助其对CH4的同等氧化能力，削减垃圾填埋场温室气体释放总当量，为垃圾填埋场温室气体减排提供新的技术途径和矿化垃圾填料处理污水后实现再次利用，初步探索研究结论如下：

1）矿化垃圾对畜禽污水中氨氮具备较强的硝化能力，120 h培养研究中，硝酸盐氮的生成能力为原生矿化垃圾样品和粘土样品的2～4倍左右。

2）矿化垃圾和粘土样品中CH4消耗和CO2的净生成趋势可分别采用一级和零级动力学模型来表征；与氮转化趋势类似，矿化垃圾CH4氧化能力强于粘土样品，120 d驯化后矿化垃圾CO2的净生成速率为粘土样的1.6倍左右，较原生矿化垃圾提高了10.6%。不同温度培养条件研究结果表明，驯化后矿化垃圾样品对温度变化适应能力显著强于土壤和原生矿化垃圾。其中，中温15 ℃培养条件下，120 h后驯化后矿化垃圾CO2 的生产量比原生矿化垃圾高出31%，为粘土样的6.68倍。

3）矿化垃圾经高氨氮废水（畜禽养殖、焦化废水和垃圾渗滤液等）驯化富集铵氧化菌可有望提高其对CH4的氧化能力。

参考文献：

[1]

IPCC. Climate Change 2001： The scientific basis. contribution of working group I to the third assessment report of the intergovernmental panel on the climate change； Houghton J T， Ding Y， Griggs D J， Noguer M， van der Linden P J， Dai X， Maskell K， Johnson C A， Eds. [M]. Cambridge： Cambridge University Press， 2001.

[2]Parry M L， Canziani O F， Palutikof J P，等. 技术摘要. 气候变化2007：影响、适应和脆弱性[R]. 政府间气候变化专门委员会第四次评估报告第二工作组的报告，剑桥： 剑桥大学出版社，2007.

[3]贾仲君， 蔡祖聪. 稻田甲烷氧化与铵氧化关系研究进展[J]. 农村生态环境， 2003， 19（4）： 4044.

Jia Z J， Cai Z C. Methane consumption in relation to ammonia oxidation in paddy soils [J]. Rural Ecoenvironment， 2003， 19（4）： 4044.

[4]周存宇， 张德强， 王跃思， 等. 鼎湖山针阔叶混交林地表温室气体排放的日变化[J]. 生态学报， 2004， 24（8）， 17381741.

Zhou C Y， Zhang D Q， Wang Y S， et al. Diurnal variations of fluxes of the greenhouse gases from a coniferous and broadleaved mixed forest soil in Dinghushan [J]. Acta Ecologica Sinica， 2004， 24（8）， 17381741.

[5]Rinne J， Pihlatie M， Lohila A， et al. Nitrous oxide emissions from a municipal landfill [J]. Environmental Science & Technology， 2005， 39（20）： 77907793.

[6]Rjesson B G， Svensson B H. Nitrous oxide emission from landfill cover soils in Sweden [J]. Tellus， 1997， 49B： 357363.

[7]Zhang H H， He P J， Shao L M. Methane emissions from MSW landfills with sandy cover soils under leachate recirculation and subsurface irrigation [J]. Atmospheric Environment， 2008， 42 （22）： 55795588.

[8]Zhang H H， He P J， Shao L M. N2O emissions at municipal solid waste landfills： effect of CH4 emisions and cover soil[J]. Atmospheric Environment， 2009，43： 26232631.

[9]Barlaz M A， Green R B， Chanton J P， et al. Evaluation of a biological active cover for mitigation of landfill gas emissions [J]. Environmental Science & Technology， 2004， 38： 48914899.

[10]Abichou T， Chanton J， Powelson D， et al. Methane flux and oxidation at two types of intermediate landfill covers [J]. Waste Management， 2006， 26： 13051312.

[11]Boeckx P， Cleemput O V， Villaralvo I. Methane emission from a landfill and the methane oxidizing capacity of its covering soil [J]. Soil Biology and Biochemistry， 1996， 28（10/11）： 13971405.

[12]Mandernack K W， Kinney C A， Coleman D， et al. The biogeochemical controls of N2O production and emission in landfill cover soils： the role of methanotrophs in the nitrogen cycle [J]. Environmental Microbiology， 2000， 2（3）： 298309.

[13]蔡祖聪， Mosi A R. 土壤水分状况对CH4氧化， N2O和CO2排放的影响[J]. 土壤， 1999， 31（6）： 289294.

Cai Z C， Mosi A R. Effect of soil moisture content on CH4 oxidation， N2O and CO2 emissions [J]. Soil， 1999， 31（6）， 289294.

[14]Zhao Y， Li H， Wu J， et al. Treatment of leachate by aged refusebased biofilter [J]. Journal of Environmental Engineering， 2002， 128 （7）： 662668.

[15]Zhao Y C， Lou Z Y， Guo Y L， et al. Treatment of sewage using an agedrefusebased bioreactor [J]. Journal of Environmental Management， 2007， 82： 3238.

[16]田静思， 张后虎， 张毅敏，等. 矿化垃圾湿地处理畜禽养殖废水的研究[J].生态与农村环境学报， 2011，27，（2）：9599.

Tian J S， Zhang H H， Zhang Y M， et al. Treatment of livestock wastewater using wetland of mineralized refuse [J]. Journal of Ecology and Rural Environment， 2011，27， （2）： 9599.

[17]鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京： 中国农业科技出版社， 2000： 62141.

（编辑胡玲）