生物反应器填埋场原位脱氮技术分析*

田 颖，徐期勇

（北京大学深圳研究生院环境与能源学院深圳市重金属污染控制与资源化利用重点实验室，广东 深圳 518055）

1 生物反应器填埋场原位脱氮原理

填埋场渗沥液内氨氮主要通过挥发、反硝化和厌氧氨氧化等途径实现脱除，如图1所示。垃圾中含氮有机物分解转化生成氨氮，一部分作为氮源被微生物同化利用，一部分以气态形式散失。剩余部分在好氧环境下，氧化为硝酸盐氮和亚硝酸盐氮，继而被反硝化细菌作用还原为氮气脱除。其中，产酸阶段填埋柱内以异养反硝化为主要脱氮形式，进入产甲烷阶段后期，自养反硝化则占据优势地位，如途径2所示［1］。厌氧环境下，上述脱氮途径受到限制，厌氧氨氧化过程发挥重要作用，其脱氮效果主要依赖于填埋柱内亚硝酸盐的含量，因此微量空气的扩散入侵对脱氮过程起到一定的促进作用［2］。

B.Mertoglu等利用分子生物学16S rDNA和amoA技术对好氧填埋生物反应器内硝化细菌进行分析发现此填埋场内硝化细菌主要由Nitrosomonas类氨氮氧化菌和Nitrospira等亚硝酸盐氧化菌组成［3］。对于反硝化细菌，MPN计数法结果显示其在填埋柱中间层大量存在，数目与硝酸盐浓度显著相关，超过上层和下层达2～6个数量级［4］。R.Valencia等则利用荧光原位杂交技术和厌氧氨氧化活性测定方法第1次证实了厌氧氨氧化菌的存在，并指出在易降解有机组分消耗殆尽的环境中厌氧氨氧化菌所发挥的作用更大［5］。

图1 垃圾填埋场氮的脱除途径

2 生物反应器填埋场原位脱氮系统的优化

应用生物反应器填埋场本身的高效脱氮性能进行填埋场脱氮是现在科学研究的重点。T.T.Onay等实验结果显示在渗沥液持续回灌条件下脱氮效率可以达到95%［6］。为进一步改善填埋系统脱氮性能，可以从操作条件和处理方式等多个方面进行优化设计。

2.1 操作条件的优化

生物反应器填埋场脱氮途径多样化，其过程受到多种因素的影响，如氧气、垃圾填埋龄、H2S浓度、回灌频率等。对生物反应器填埋场操作条件进行优化是提高填埋场脱氮效率的必要途径。

2.1.1 氧气

氧气是影响生物反应器脱氮效率的重要因素之一，是填埋场脱氮的必要条件。由图1可知，主要脱氮途径厌氧氨氧化和反硝化过程都需要氧气的参与才能实现有效脱氮。随着氧气浓度的增加，硝化作用逐渐增强，反硝化作用则逐渐减弱。N.D.Berge等利用15N同位素标记法追踪发现在0～5%氧气浓度范围内，只有反硝化作用出现；而升高至10%～15%以后，硝化反硝化同步发生［7］。

于晓华等对比厌氧填埋柱发现，间歇式好氧和连续好氧处理可以显著降低渗沥液中含氮化合物的浓度，使氨氮浓度分别降低至7.5 g/（m2·d）和16 g/（m2·d）［8］。在生物反应器填埋场稳定后期进行较小范围的曝气处理，可以实现高效原位脱氮，并减少曝气费用。渗沥液回灌口下7.2 m处进行曝气充氧就可以达到较好的脱氮效果［7］。

N.D.Berge等研究氧气含量对生物反应器填埋场渗沥液原位脱氮动力的影响，结果显示22℃、0.7%O2条件下脱氮速率较慢，适当提高填埋场氧气含量可以提高脱氮效率［9］。公式（1） Monod多元方程式体现了氧气对填埋场脱氮效果的影响。

式中：R为氨氮去除速率，mg/（g·d）；KS为半饱和常数，mg/L；CN为氨氮总浓度，mg/L；k为比脱 氮 速 率 ， mg/（g·d）；KO2为 氧 半 饱 和 常数，%；%O2为气相氧气浓度，%；K1表示较高氧气浓度的抑制作用，%。

2.1.2 垃圾填埋龄

垃圾填埋龄是影响填埋场脱氮的另一个重要因素，表现在垃圾反硝化性能的差异。探究其原因主要归结于C/N的影响。在强制间歇好氧填埋层内，当生物可利用碳/氨氮大于4.5时，填埋层可基本实现完全反硝化［8］。随着填埋时间的延长，垃圾内有机碳将不断分解转化，C/N逐渐减小，结果导致部分反硝化反应的发生和N2O气体的出现。Y.X.Chen等［10］对比了填埋龄为1、6、11 a的垃圾，发现具有1 a填埋龄的垃圾硝态氮去除速率最快，更适合作为反硝化反应发生的介质。

Y.C.Chiu等［11］利用BNP方法探究出生物反应器填埋场反硝化作用的最佳C/N（COD/NO3-N）为2.6～5.5，但此最佳C/N随回灌渗沥液中初始氨氮浓度的不同而表现出一定差异［11］。

2.1.3 其他条件

除氧气、垃圾填埋龄外，H2S、含水率、回灌频率等多个因素也会对生物反应器填埋场脱氮效率产生一定影响，调节硝化、反硝化过程在填埋场内的变化。

H2S的存在对反硝化过程具有一定的抑制作用，实验过程中反映为反硝化作用的低谷期对应于H2S含量的急剧增加；而当含水率为40%～60%时，随着填埋柱中垃圾含水率的增加，硝化、反硝化反应速率均得到一定程度的提高［12］。渗沥液的回灌频率也要根据填埋柱内垃圾的不同时期进行优化选择。在厌氧-准好氧联合型两相生物反应器内为实现最大程度的脱氮效应，填埋柱在产酸阶段应该选用较低的回灌频率（3 d/次），而在产甲烷阶段改为1 d/次的高回灌频率［13］。

硝化和反硝化反应发生的温度分别为15～35℃和4～45℃，最佳pH范围为7.5～8.5，控制填埋场适宜温度和渗沥液pH是提高脱氮的有效途径［14］。此外，回灌渗沥液的硝酸盐浓度也会影响生物反应器填埋场脱氮效率，N.D.Berge等［15］实验显示硝态氮浓度为1 000 mg/L渗沥液的脱氮效率较低，这可能是硝化过程产生的氢离子降低了渗沥液的pH所致。

2.2 处理方式的优化

填埋垃圾层具有很强的原位反硝化能力，随着回流氨氮负荷的增加，反硝化作用也逐渐增强，在硝态氮浓度为850 mg/L时，硝酸盐还原速率达到35 mg/（L·h）［16］。现阶段垃圾载体作为反硝化介质逐渐成为科学研究的热点。根据硝化处理位置的不同，原位脱氮技术又可以进一步划分为原位硝化反硝化和异位硝化原位反硝化。

2.2.1 原位硝化反硝化

原位硝化反硝化是指硝化和反硝化途径均在填埋场内部发生。传统填埋场多保持为厌氧环境，缺少氮素脱除的途径，不能满足填埋场脱氮的需求，因此可以通过改变填埋场结构实现厌氧填埋场向好氧、准好氧和混合型填埋场的转变，推动原位硝化反硝化过程的发生。

在好氧填埋场内，曝气供氧处理可以改善渗沥液水质，显著减小外排氨氮和COD浓度［17-18］。N.D.Berge等［15］通过实验室和场地试验验证了好氧填埋场（甚至是低C/N环境）中同步硝化反硝化过程的存在，在没有单独设置好氧和兼性厌氧区域的情况下达到了较好的脱氮效果。

自然通风条件下，填埋柱水平方向随着集气管距离的增加依次出现好氧、兼性和厌氧区域，为氨氮的去除提供了适宜硝化-反硝化环境。垂直方向上，庞香蕊等［19］对准好氧填埋结构不同位置渗沥液中各形态氮进行相关分析得出上层垃圾对氮的去除效果较好，氨氮浓度与硝态氮浓度相关性显著；中层和下层氨氮则与总氮关系显著，为渗沥液内氮污染的主体。霍守亮等［20］实验表明，回灌型准好氧生物反应器填埋柱可以实现97.7%的氨氮去除和97.6%的凯氏氮去除。在此基础上，每天保持填埋层内氧气体积分数大于3%以上1～2 h就可以实现垃圾和渗沥液内氨氮的迅速去除［21］。因此，适当增加集气管密度可以更好地解决回灌渗沥液带来的氨氮浓度增高问题。

混合型生物反应器填埋场则是指厌氧、准好氧和好氧型生物反应器填埋场在不同时间、空间和运行方式上的组合，主要包括好氧-厌氧空间混合和厌氧-好氧时间混合等［22］。上层间歇曝气充氧就是其中一种常用的方式，通过在空间上营造出好氧-缺氧-厌氧的交替环境，促进垃圾中硝化、反硝化细菌的生长［23］。据统计，上层间歇曝气处理的垃圾填埋层内反硝化细菌数量比普通垃圾填埋层高出4～13个数量级，硝化细菌最多可以达到109个/g［24］。Y.Long等［25］将生物反应器填埋场分2个阶段进行处理，在两相生物反应器交叉回灌后，对新鲜垃圾填埋柱进行上层曝气处理，结果显示这种混合式的生物反应器填埋场可以有效去除72%的氮素，两阶段脱氮效率分别为49%和23%。与渗沥液回流前流经好氧硝化反应器相比，虽然上层间歇曝气生物反应器内渗沥液氨氮浓度的衰减速度略微降低，但是其理论能耗较之后者可以节省98%，因此具有较好的发展空间和应用前景［26］。

2.2.2 异位硝化原位反硝化

异位硝化原位反硝化是实现填埋场有效脱氮的新型方法［27］。它是将渗沥液在场外硝化处理后再回流至填埋场内部进行反硝化处理的高效脱氮技术。G.A.Price等［28］用事实证明了生物反应器填埋场转化硝酸盐氮为氮气的技术可行性。

表1 不同结构生物反应器的脱氮效果

国内外研究中硝化反应器的选择具有多样性，均能取得较好的脱氮效果。J.P.Y.Jokela等［29］利用堆肥产物和碎石块组成的生物滤池作为硝化反应器，将硝化后的渗沥液回流至厌氧填埋柱中进行原位反硝化，实现了外排渗沥液氧化态氮浓度低于检测限的效果。P.J.He等［30］则选用SBR为硝化反应器，结合异位硝化和原位反硝化作用实现填埋场的脱氮效果。杨渤京等［31-32］也构造A-O脱氮型生物反应器填埋系统将渗沥液出水氨氮浓度降低至200.9 mg/L，脱氮效率达到厌氧型生物反应器填埋场2～3倍。

S.L.Huo等［4］将填充有新鲜垃圾、陈垃圾和好氧活性污泥的填埋柱分别作为反硝化、产甲烷和硝化反应器，实现了多相生物反应器填埋场内原位脱碳脱氮效应的兼得，最大有机物和氨氮去除速率达到1.78 kg/（m3·d） 和0.18 kg/（m3·d）。此外，陈馨等［13］联合使用厌氧生物反应器填埋场和矿化垃圾组成的准好氧生物反应器，借助两相系统中矿化垃圾良好的生物脱氮性能，提高准好氧柱内脱氮效率达到90%以上，较好地缓解了厌氧型生物反应器填埋场中氨氮累积问题。

值得注意的是，回灌渗沥液中大量硝酸盐的存在对填埋柱内产甲烷过程会产生一定的不利影响。Q.Zhang等［27］认为在TON大于11.4 g/（t·d） 时，产甲烷菌的活性受到抑制。然而硝酸盐一经完全消耗，产甲烷过程又会重新恢复过来，并不会产生不可逆的抑制作用［10］。上述各生物反应器脱氮效果如表1所示。

3 结论

生物反应器填埋场内氨氮累积现象严重，高浓度氨氮的存在造成一定生物毒性，并影响后续处理。为实现填埋场高效脱氮，填埋系统应进行优化设计，具体可通过以下途径实现：①在操作条件上，可以通过优化曝气频率、回灌参数、垃圾填龄和填埋场湿度等分别从氧气、回灌频率、C/N和含水率等角度对生物反应器填埋场进行调整，为填埋场高效脱氮提供适宜的环境条件。②在处理方式上，充分发挥垃圾层较强的反硝化能力，在生物反应器中营造出好氧-缺氧-厌氧的交替环境，促进硝化-反硝化反应的高效进行，实现生物反应器填埋场内异位硝化原位反硝化和同步硝化反硝化。

未来生物反应器填埋场原位脱氮技术应趋于低能耗、高效率，实现脱氮技术在工程中的实际应用。

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