喷射环流反应器处理垃圾渗滤液的硝化特性研究

张雄军，张保山

（长沙中联重科环境产业有限公司，湖南长沙 410221）

垃圾渗滤液是一种有机物、氨氮和无机盐含量高的特种废水〔1-3〕。其中，氨氮含量随着垃圾填埋年数增加而增大〔4〕，若直接排入水体将对环境造成严重危害。当前渗滤液处理方法主要有物化和生化方法，如碟管式反渗透（DTRO）膜技术〔5〕、生化接触氧化工艺〔6〕、SBR工艺〔7〕等。由于反渗透膜对分子态的游离氨基本无拦截作用，膜技术极易导致出水氮超标；而生化脱氮技术因渗滤液可利用碳源少，反硝化过程困难。

氨氮通过硝化过程转换为硝态氮后由膜系统拦截，可避免游离氨影响和外加碳源的投入，是处理高氨氮渗滤液的有效方式，高效硝化过程是该工艺路线的重点。喷射环流生物反应器结合了喷射与环流技术的特点，具有传质效率高、氧利用率高的优点〔8〕，可实现高效硝化过程。本研究分析了喷射环流反应系统的硝化性能及影响因素、反应器设计参数，以期为渗滤液高效硝化技术的应用提供参考。

1 材料与方法

1.1 实验装置

喷射环流反应器由有机玻璃制成，反应水深1.2 m，导流筒高1.0 m，内外筒直径比为0.4，高径比为6，有效容积为34 L。采用独特设计的两相喷嘴，喷头收缩角为17°，喷射水流速度大于7 m/s。实验装置见图1。

图1 实验装置Fig. 1 Experimental unit

在进水量达到反应液位后，停止进水泵，启动回流泵和空气泵，混合液经回流泵送到两相喷嘴高速喷出，并与空气泵泵入的空气混合。混合液沿着导流筒反应区向下流动，到达底部后折回上流过外环反应区。到达反应器上部的混合液一部分由于射流的抽吸作用再次被吸入导流筒（内循环），一部分被回流泵吸入回流管道（外循环）。根据温沁雪等〔8〕的研究，气泡和生物絮体在剪切区被初级和二次分散为超细气泡和细菌薄膜，气、液相和细菌之间有更大的接触面积，从而可提高氧的利用效率。

1.2 实验方法

通过时序控制器对进水泵、回流泵、空气泵以及排水电磁阀进行自动控制，实现进水（1 h）、反应（8 h）、沉淀（2 h）、排水（1 h） 4阶段的连续运行，每周期共12 h，进水7 L，排水比1/5。

实验所用垃圾渗滤液取自醴陵市垃圾填埋场，主 要 污 染 物COD为3 200～4 300 mg/L、BOD为1 000～1 200 mg/L，氨氮为1 500～2 300 mg/L、pH为7.5～8.0、碱度为8 000～11 000 mg/L。渗滤液经不同稀释倍数配制后作为各阶段进水。接种污泥取自醴陵市垃圾填埋场生化处理项目好氧池，污泥质量浓度为3 g/L左右，具有较好的生物脱氮性能。

整个实验过程共35 d，前1～2 d进行闷曝，3～35 d根据进水氨氮浓度分为4个阶段，运行参数见表1。

表1 系统运行参数Table 1 System operating parameters

1.3 分析方法

NH4+-N、NO3--N、NO2--N、MLSS及MLVSS均采用国标方法检测。pH、溶解氧（DO）和温度采用Multi 3420-WTW便携式多参数水质测定仪测定。

1.4 计算方法

D. L. FORD等〔9〕研究了水中游离氨（FA）及游离亚硝酸（FNA）与温度、pH的关系，见式（1）和式（2）。

式中：CFA——游离氨质量浓度，mg/L；

CFNA——游离亚硝酸质量浓度，mg/L；

CNH4+-N——氨氮质量浓度，mg/L；

CNO2--N——亚硝态氮质量浓度，mg/L；

pH——水体pH；

T——水体温度，℃。

2 结果与讨论

2.1 喷射环流反应系统的硝化性能

不同进水阶段喷射环流反应系统的硝化性能见图2。

图2 不同阶段喷射环流反应系统硝化特性Fig. 2 Nitrication characteristics of jet loop reactor system at different stages

运行过程中，每天对系统pH进行一次监测，pH在6.5～7.5之间波动（图2）。从图2的氨氮去除速率看，第Ⅰ阶段为启动阶段，氨氮去除速率较低，第5天至第8天基本维持在20 mg/h左右，第9天上升至92.5 mg/h。第Ⅱ阶段为驯化培养阶段，此阶段氨氮去除速率逐步上升，由开始时的79.5 mg/h升至171.4 mg/h。第Ⅲ阶段为稳定运行阶段，氨氮去除速率稳定在200 mg/h以上，最大达到256.3 mg/h；在该阶段末，氨氮去除速率出现较明显的下降，与亚硝酸盐积累产生的抑制作用有关。第Ⅳ阶段为硝化反应受到影响阶段，氨氮去除速率明显下降，由第Ⅲ阶段末的131.8 mg/h下降至62.56 mg/h。

综上可知，系统在稳定运行时具有较强的氨氮硝化能力，但易受到外界因素的影响。

2.2 喷射环流反应系统硝化影响因素

生物脱氮的硝化过程先由氨氧化菌（AOB）将氨氮氧化为亚硝态氮，再由亚硝态氮氧化菌（NOB）将亚硝态氮氧化为硝态氮。AOB和NOB菌群活性和竞 争 的 影 响 因 素 有pH〔10〕、温 度〔11〕、DO〔12〕、FA〔13〕、FNA〔14-15〕等。根据张宇坤等〔16〕对硝化菌群活性影响的研究，FA、FNA为主要影响因素。

AOB和NOB活性分别采用比氨氧化速率、比硝态氮生成速率表示，计算公式〔13〕见式（3）和式（4）。

式中：SAOR——比氨氧化速率，g/（g·d）；

SNaPR——比硝态氮生成速率，g/（g·d）；

MLVSS——污泥质量浓度，mg/L；

tN——硝化反应时间，h。

2.2.1 硝化过程FA、FNA及反应速率的变化

不同进水阶段硝态氮、亚硝态氮、FA、FNA和反应速率的变化见图3。

图3 碱度/氨氮、-N、FA、FNA和反应速率的变化Fig. 3 The change of alkalinity/ammonia nitrogen，-N，FA，FNA and reaction rate

由图3可知，阶段Ⅰ和Ⅱ，硝态氮是主要硝化产物，质量浓度基本维持在60 mg/L左右，SAOR和SNaPR均呈稳定上升趋势；阶段Ⅱ中SAOR较SNaPR稍高，表明AOB活性稍强于NOB活性，亚硝态氮出现积累，与亚硝态氮浓度逐渐上升相吻合。

阶段Ⅲ，亚硝态氮是主要硝化产物，其质量浓度由71.5 mg/L升至270.19 mg/L，而硝态氮质量浓度则由151.6 mg/L降至52.36 mg/L。此阶段SAOR明显高于SNaPR，且SAOR维持在较高水平而SNaPR呈下降趋势，表明此阶段AOB活性远强于NOB活性。由于亚硝态氮大量积累，FNA浓度明显增大，成为抑制NOB活性的主要因素。

阶段Ⅳ，硝态氮再次成为主要硝化产物，质量浓度由70.05 mg/L升至182.74 mg/L，而亚硝态氮质量浓度则降至50.55 mg/L。在该阶段，SNaPR呈上升趋势而SAOR则处于全周期的较低水平，表明AOB活性降低而NOB活性呈上升趋势。AOB活性下降的主要原因为碱度不足。从图3可以看出，该阶段碱度/氨氮均在6 g/g以下，而Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ阶段碱度/氨氮大多在7 g/g以上；硝化过程中每氧化1 g氨氮需消耗7.14 g碱度（以CaCO3计）〔17〕。

2.2.2 FA对硝化过程的影响

根据A. C. ANTHONISEN等〔18〕的研究，FA对AOB产生抑制作用的质量浓度为10～150 mg/L，FA对NOB产生抑制作用的质量浓度为0.1～1.0 mg/L；V. M. VADIVELU等〔19〕的 研 究 表 明，当FA达 到6 mg/L时几乎可完全抑制NOB生长。图4为FA质量浓度对AOB及NOB活性的影响。

图4 不同阶段FA质量浓度对SAOR和SNaPR的影响Fig. 4 The effect of FA mass concentration on SAOR and SNaPR at different stages

对于AOB，第Ⅰ阶段系统处于启动适应状态，菌群活性低；第Ⅱ阶段系统处于驯化增长状态，菌群活性逐步上升；第Ⅲ阶段系统处于稳定运行状态，菌群活性达到最大；第Ⅳ阶段系统受限于碱度不足的影响，菌群活性下降。从图4（a）可以看出，FNA质量浓度在0～0.005 mg/L、碱度/氨氮在6～7 g/g的驯化期，当FA质量浓度从1.12 mg/L增至6.36 mg/L时，SAOR从0.027g/（g·d）上升至0.033 mg/L；FNA质量浓度在0.01～0.05 mg/L、碱度/氨氮＞7 g/g的稳定期，当FA质量浓度从1.68 mg/L增至3.85 mg/L时，SAOR稳定在0.06 g/（g·d）左右；FNA质量浓度在0.01～0.05 mg/L、碱度/氨氮＜6 g/g的受限期，在FA质量浓度从0.15 mg/L增至2.15 mg/L时，SAOR稳定在0.025 g/（g·d）左右。在0～6.5 mg/L范围内，各进水阶段FA浓度对AOB活性无显著影响，但碱度不足对AOB活性有明显抑制作用。

对于NOB，第Ⅰ阶段系统处于启动状态，菌群活性低；第Ⅱ阶段系统处于低底物（NO2-）浓度状态，菌群活性高；第Ⅲ阶段和第Ⅳ阶段系统处于高底物（NO2-）浓度状态，菌群活性受游离亚硝酸抑制而降低。从图4（b）可以看出，在低底物浓度（FNA质量浓度＜0.005 mg/L）和2种高底物浓度（FNA质量浓度分别为0.01～0.02 mg/L、0.03～0.04 mg/L）状态下，FA质量浓度＜3 mg/L时，SNaPR分别稳定在0.026、0.019、0.016 g/（g·d）；而FA质量浓度＞3 mg/L时，SNaPR均随FA质量浓度增大而明显下降，表明FA质量浓度在＜3 mg/L时对NOB活性无明显影响，FA质量浓度在＞3 mg/L时对NOB活性产生较明显抑制作用，且随FA质量浓度增大，抑制作用呈增大趋势。

2.2.3 FNA对硝化过程的影响

V. M. VADIVELU等〔20〕的研究表明，FNA质量浓度为0.011 mg/L时可对NOB代谢过程产生较明显抑制，0.023 mg/L时几乎可完全抑制NOB活性；而当FNA质量浓度达到约0.50 mg/L时，AOB仍具有较高的生物活性。图5为FNA质量浓度对AOB及NOB活性的影响。

图5 不同阶段FNA质量浓度对SAOR和SNaPR的影响Fig. 5 The effect FNA mass concentration on SAOR and SNaPR at different stages

对于AOB，第Ⅰ和第Ⅱ阶段均为污泥驯化培养期，AOB菌群处于增长阶段；第Ⅳ阶段因碱度不足，AOB活性处于较低水平。从图5（a）可以看出，驯化期在FNA质量浓度＜0.01 mg/L时，SAOR从0.024 g/（g·d）上升至0.043 g/（g·d）。在稳定期和受限期，FNA质量浓度＜0.05 mg/L对AOB活性基本无明显影响，且SAOR分别稳定在0.06 g/（g·d）和0.025 g/（g·d）；FNA质量浓度＞0.1 mg/L对AOB活性有一定的抑制作用，但AOB仍具有较强的活性。

对于NOB，第Ⅰ阶段处于启动适应期，菌群活性低。在Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ阶段，在FA质量浓度＜3 mg/L时，FNA对NOB活性的影响明显，FNA质量浓度＜0.01 mg/L对NOB活性无明显影响，SNaPR稳定在0.026 g/（g·d）；FNA质量浓度达到0.01 mg/L对NOB活性抑制大幅增大，SNaPR降至0.019 g/（g·d）；FNA质量浓度＞0.01 mg/L后，其对NOB活性的抑制作用随FNA质量浓度升高而逐步增加。由此可看出，FNA质量浓度为0.01 mg/L是影响NOB活性的拐点。

综上可知，FNA质量浓度＞0.1 mg/L对AOB活性具有一定抑制作用；而FNA质量浓度＞0.01 mg/L即对NOB活性产生明显抑制作用；随FNA浓度增大，FNA对两者的抑制作用均呈增大趋势。

2.3 喷射环流反应器设计参数

2.3.1 氧转移效率分析

硝化反应〔17〕的第一步反应〔式（5）〕通过AOB菌群实现，由SAOR可计算此阶段耗氧量；第二步反应〔式（6）〕通过NOB菌群实现，由SNaPR可计算此阶段耗氧量。

通过实验过程中空气泵供气量及耗氧量计算氧转移效率EA〔式（7）〕。各阶段EA变化见图6。

图6 不同阶段氧转移效率变化Fig. 6 Changes of oxygen transfer efficiency at different stages

式中：EA——氧转移效率，%；

R0——耗氧量，kg/h；

G——供气量，m3/h；

C0——标准状况下空气中氧气的质量浓度，kg/m3，本研究C0取0.28 kg/m3。

第Ⅰ阶段AOB和NOB菌群数量及活性处于较低水平，因此氧转移效率较低；第Ⅱ阶段AOB和NOB菌群大量繁殖增长且活性增加，氧转移效率显著上升；第Ⅲ阶段AOB活性达到最佳状态，NOB受FNA抑制，活性逐渐减低，氧转移效率达到最大后逐渐下降；第Ⅳ阶段受碱度不足影响，AOB活性受到抑制，NOB活性受FNA抑制减小，活性有所上升，氧转移效率在降低后上升。

由此可知，氧转移效率EA与AOB、NOB菌群活性呈正相关性，当AOB和NOB均有较强活性时，氧转移效率最大达到47.31%；稳定运行时氧转移效率平均在45%。

2.3.2 关键设计参数对比及分析

通过对实验过程SAOR的分析可知，喷射环流反应器稳定运行时硝化速率平均在0.06 g/（g·d）；而传统MBR硝化单元的硝化速率在0.04 g/（g·d）左右，氧转移效率在20%左右〔21〕。在反应器构型设计中，喷射环流反应器的两相喷嘴对空气进行初级和二次分散作用，使气泡更细、接触面积更大；同时曝气不受水头压力限制，可设计更大的有效水深。以100 m3/d处理规模设计喷射环流反应器和MBR硝化单元，两者关键设计参数对比见表2。

表2 喷射环流反应器和MBR硝化单元设计参数对比Table 2 Comparison of design parameters between jet loop reactor and MBR nitrification unit

在同等处理规模和条件下，喷射环流反应器相较于传统MBR硝化单元氧转移效率提升125%，硝化速率提升50%，水力停留时间缩短33.2%，占地面积减少55.4%，能耗减少23.6%。喷射环流反应器具有氧转移效率和硝化效率高、水力停留时间短、占地面积小、能耗低的优点。

3 结论

（1）采用喷射环流反应器对垃圾渗滤液进行高效硝化处理是可行的。但由于渗滤液氨氮高的特性，NOB菌更易受抑制并在运行过程中产生亚硝态氮积累，导致以短程硝化为主的运行状态。

（2）FA及FNA对NOB活性具有较强的抑制作用，是运行过程中产生短程硝化的主要原因。AOB菌群在FA质量浓度＜6.5 mg/L、FNA质量浓度＜0.1 mg/L时活性不受影响；在FNA质量浓度＞0.1 mg/L时，虽受一定抑制但其活性仍较大。NOB菌群在FA质量浓度＜3 mg/L且FNA质量浓度＜0.01 mg/L时活性基本不受影响；在FA质量浓度＞3 mg/L或FNA质量浓度＞0.01 mg/L时其活性受到抑制；随FA、FNA浓度升高，NOB菌群受到的抑制作用增大，FNA质量浓度在0.01 mg/L时抑制作用大幅增大，0.01 mg/L为NOB活性抑制的拐点浓度。

（3）碱度对AOB菌群活性有较大影响，而对NOB菌群活性基本无影响。保持硝化过程稳定进行的进水碱度/氨氮需在7 g/g以上。

（4）喷射环流反应器稳定运行时，平均氧转移效率为45%，平均硝化速率为0.06 g/（g·d）。相较于传统MBR硝化单元，喷射环流反应器具有氧转移效率和硝化效率高、水力停留时间短、占地面积小、能耗低的优点。