（环境工程专业论文）生物反应器填埋场的脱氮功能及其微生物学机理初探.pdf

摘要 在回灌型生物反应器填埋场中，渗滤液的直接循环导致有机酸和氨氮的不断 积累，甚至使最终渗滤液中氨氮浓度远高于普通填埋场，这不仅增加了渗滤液的 场外处理费用和处理难度，而且会影响填埋场垃圾的彻底降解。为此本研究将垃 圾填埋场与渗滤液处理作为一个系统考虑，以渗滤液回灌型生物反应器填埋场 ( r 1 ) 系统为对比，利用硝化和反硝化原理，以渗滤液为主线将不同稳定化阶段的 填埋区块串连起来，形成由硝化生物反应器、反硝化生物反应器和产甲烷生物反 应器相串连的( r 2 ) 系统，对垃圾生物反应器填埋场脱氮功能及微生物学机理进行 了研究。取得以下结果： ( l ) r l 作为参比系统，对填埋场的有机物的去除效果较好，系统出水的c o d e ， 浓度由起始的5 2 0 0 m g l 降至6 3 7 4 m g l ，对有机物的去除率基本维持在8 0 左右。 ( 2 ) r 2 系统对填理垃圾有机物和氨氮的去除效果远远好于r 1 系统，整个系统 运行稳定。r 2 系统出水氨氮的最初浓度是5 8 5 6 m g l ，到1 2 7 天时浓度降为0 ， 而r l 系统出水氨氮浓度直到1 2 7 天时才降至1 0 0 9 m g l ；r 2 系统出水c o d e ，浓 度在1 2 7 天时仅为7 9 6 8 m g l ，远远低于r l 系统的6 3 7 4 m g l 。 ( 3 ) r 2 系统对填埋体中总氮去除效果比较显著，虽然r 2 系统垃圾填埋体中总 氮的背景值浓度高于r 。系统，但在实验结束时两个系统的总氮浓度基本持平。 r l 系统填埋体中总氮由最高浓度6 6 2 8m g g 降至3 9 6m g g ，r 2 系统填埋体中总 氮由最高浓度7 6 3 9m g g 降至4 7 9m g g 。 ( 4 ) r 2 系统所提供的生物空间环境更有利于反硝化细菌的生长与繁殖，其反 硝化细菌的数量始终比r l 系统高l 一3 个数量级。r 2 系统反硝化细菌的数量最 多可达4 3 9 1 0 儿( 个幢干垃圾) ，到1 2 4 天时反硝化细菌的数量为7 5 1 1 0 5 ( 个 倌干垃圾) ：r l 系统反硝化细菌的数量最多可达9 , 3 4 1 0 9 ( 个儋于垃圾) ，到1 2 4 天时反硝化细菌的数量为8 6 5 1 0 4 ( 个g 干垃圾) 。 关键词：生物反应器，填埋场，渗滤液，回灌，硝化，反硝化，脱氮 a b s t r a c t l e a c h a t er e c i r c u l a t i o nr e s u l t e di nt h ea c c u m u l a t i o no fo r g a n i ca c i da n da m m o n i a n i t r o g e ni nb i o r e a c t o rl a n d f i l l ，a n de v e nl e dt ot h ef i n a ll e a c h a t ea m m o n i an i t r o g e n c o n c e n t r a t i o n sh i g h e rt h a nt h a to fc o n v e n t i o n a ll a n d f i l l ，t h ee x t e r n a lt r e a t m e n to f l e a c h a t et or e m o v ea m m o n i a n i t r o g e nw h i c h n o to n l y m i g h t r e s u l ta d d i t i o n a lc o s t sa n d o p e r a t i o n a lc h a l l e n g e s ，b u ta l s om i g h ta f f e c tr e f u s ew e l ld e c o m p o s e d i nt h i sp a p e r , l a n d f i l lw a sc o m b i n e dw i ml e a c h a t et r e a t m e n ta so n e s y s t e m a n dl e a c h a t e r e c i r c u l a t i o nl a n d f i l ls 3 ，s t e m ( r 1 ) w a sr e g a r d e da sr e f e r e n c e b a s e do nn i t r i f i c a t i o na n d d e n i t r i f l c a t i o np r i n c i p l e ，a e r o b i c ，a n o x i ca n da n a e r o b i cz o n e sw e r el i n k e db yl e a c h a t e a n do n ec l u s t e r s y s t e m ( r 2 ) c o m p o s e db yn i t r i f i c a t i o nb i o r e a c t o r , d e n i t r i f l c a t i o n b i o r e a c t o ra n dm e t h a n o g e n i cb i o r e a c t o rw a sf o r m e d n i t r o g e nr e m o v a le f f i c a c ya n d m i c r o b i o l o g i c a lm e c h a n i s mw e r es t u d i e d t h em a i nr e s u l t s o ft h i s p a p e rw e r ea s f o l l o w i n g s ： ( 1 ) t h ec h e m i c a lo x y g e nd e m a n d ( c o d c oc o n c e n t r a t i o ni nr id e c r e a s e df r o m 5 2 0 0m e g lt o6 3 7 4m e r l e ，a n dt h er e m o v a lo fc o d e 。s t a b i l i z e da b o u t8 0 【2 ) t h er e m o v a lo fc o d e ra n da m m o n i an i t r o g e ni nr 2w a sm u c hb e t t e rt h a n t h a ti nr i f u r t h e r r n o r 8 ，t h es t a b i l i t yo fr 2w a sb e t t e rt h a nt h a to fr i t h ea m m o n i a n i t r o g e nc o n c e n t r a t i o no fr zg r a d u a l l yr e d u c e df r o m 5 8 5 6m g lt oz e r ob yt h ed a y 1 2 7 ，w h e nt h ea m m o n i an i t r o g e nc o n c e n t r a t i o ni nr lw a ss t i l la t1 0 0 ，9m e f - a n da l s o t h ec o d e ，c o n c e n t r a t i o ni nr z r a p i d l yd r o p p e dt o7 9 6 8m e r l eb yt h ed a y1 2 7 ，w h i l e t h a ti nr 1w a ss t i l la t6 3 7 4m 舡 ( 3 ) t h er e m o v a lo ft o t a ln i t r o g e no fl a n d f i l li nr 2w a sb e r e rt h a nt h a to fl a n d f i l l i nr 1 a l t h o u g hi n i t i a lt o t a ln i t r o g e no fl a n d f i l li nr 2w a sm o r et h a nt h a ti nr l ( t h e c o n c e n t r a t i o no f t o t a ln i 廿o g e ni nr 2a n dr 1w e r e7 6 3 9m g t n gd r yr e f u s e ， 6 6 2 8m g t n gd r yr e f u s e ，r e s p e c t i v e l y ) ，w h e nt h ee x p e r i m e n tw a st e r m i n a t e d ，t h e t o t a ln i t r o g e nc o n c e n t r h t i o no fl a n d f i l li nr 2a n dr tw e r e4 7 9 m gt n gd r yr e f u s ea n d 3 9 6m g t n gd r yr e f u s e ，r e s p e c t i v e l y ( 4 ) t h eb i o l o g i c a le n v i r o n m e n ti nr 2w a sp o s i t i v e l yi n f l u e n c e dt h eg r o w t ha n d 4 p r o p a g a t i o no fd e n i t r i f y i n g b a c t e r i a t h ed e n i t r i f y i n gb a c t e r i ap o p u l a t i o ni nr 2w a s a l w a y s1 - 3o r d e r sn l o r ct h a nt h a t i nr i t h ed e n i t r i f y i n gb a c t e r i ap o p u l a t i o ni nr 2 w a su pt o4 3 9 1 0 c e l l s gd r yr e f u s e ，a n db yt h ed a y1 2 4w a s7 5 1 1 0 5c e l l s gd r y r e f u s e ，w h i l et h ed e n i t f i f y i n g b a c t e r i ap o p u l a t i o ni nr 1w a so n l y9 3 4 x1 0 9c e l l s gd r y r e f u s e ，a n db yt h ed a y1 2 4w a s 8 6 5 1 0 4c e l l s gd r yr e f u s e k e yw o r d s ：b i o r e a c t o r ；l a n d f i l l ；l e a c h a t e ；l e a c h a t e r e c i r c u l a t i o n ；n i t r i f i c a t i o n ； d e n i t r i f i c a t i o n ；n i t r o g e n r e m o v a l l 文献综述 1 1 城市生活垃圾概况 随着经济的发展、城市化进程的加快、城市人口的增加和人们生活消费水平 的提高，城市生活垃圾的增长十分迅速。发达国家垃圾增长率为3 2 4 5 ， 发展中国家为2 一3 ，我国垃圾年均增长率达8 左右，而且垃圾中易腐有机物 的比例逐年增加【9 7 1 。全球年产垃圾超过1 0 0 亿吨，其中美国达3 0 亿吨 6 6 ，我国 1 年垃圾产生量达1 4 2 亿吨。据报道，2 0 0 0 年我国城市周围历年堆存未能处理 的生活垃圾量达6 0 多亿吨，占地多达5 亿平方米，全国有2 0 0 多座城市仍处于 垃圾的包围中，严重威胁着城市及城郊居民的生活环境和身体健康 4 8 , 9 8 1 ：2 0 0 2 年我国城市生活垃圾清运量1 3 6 亿吨，占全世界生活垃圾总量的i 4 以上。目 前垃圾投放场所不足和环境污染等问题，威胁和阻碍着我国城市经济的发展。 表1 - 1 我国部分城市生活垃圾成分( ) t a b l e1 - 1c o m p o n e n t o f m u n i c i p a l s o l i dw j s l ei nc h i n a ( ) 注：空格为数据缺少，一为数据已归入其它类 城市生活垃圾是由多种物质混合而成的复杂的非均相体，其组成受到多种因 素的影响，如自然环境、气候条件、城市发展规模、居民生活习惯、能源结构及 经济发展水平等。因此，不同的国家、地区和城市，其城市生活垃圾组成都有所 不同。一般来说，工业发达国家生活垃圾中纸类含量多，厨余垃圾相对较少，而 不发达国家生活垃圾中无机物和厨余垃圾含量较多。表i i 为我国部分城市生活 垃圾成分，表l 一2 为不同国家三种收入城市的垃圾成分。 表卜2 三种收入城市的垃圾成分( ) t a b l e l - 2c o m p o n e n to f m u n i c i p a l s o l i dw a s t ei nd i f f e r e n tc o u n t r i e s ( 1 雅加达 2 143 莲 拉合尔 4342 入 卡拉奇 1 l i一 塑勒克瑙 2634 巾 加尔各答 38l1 现行的城市垃圾处理方式主要有三种：填埋、焚烧和堆肥，其中堆肥法技术 已较为成熟，是比较合理的垃圾资源化利用途径之一，但是由于堆肥所需时间长 及肥效差等问题，难以推广；焚烧法技术较成熟，可以减少生活垃圾9 0 9 5 以上的体积，重量可减轻7 5 一8 5 ，同时还可以回收热能，是一种较有前景的 方法，但由于该方法一次性投资巨大及燃烧过程中可能会产生二恶英等原因，近 期内难以普及推广；与前两种方法相比，填埋是垃圾最终处置手段，其处理操作 3 甜 2 蛇 ，j l 3 4 跎 舳 强 4 2 5 一 两 q 一 一 设备简单、适应性和灵活性强，与其他方法相比，具有建设投资少、运行费用低、 技术要求不高等特点，是目前国内外普遍应用的主要垃圾处理方法，如美国的垃 圾填埋率为9 0 ，英国为8 8 【l 。2 j ，我国城市垃圾填埋处理量约占全部处理量的 9 0 以上【4 8 】。表1 - 3 列出了世界工业化国家城市生活垃圾处理方法。 表t - 3 世界工业化国家城市生活垃圾处理方法对比表( ) t a b l e1 - 2m u n i c i p a ls o l i dw a s t et r e a t m e n tm e t h o d c o m p a r i s o no ft h ed e v e l o p e dc o u n t r i e s 垃圾填埋场不仅具有贮留垃圾、隔断污染的功能，而且还具有生物降解和污 染处理等功能。但是现行传统垃圾填埋处理技术仅把填埋场作为一个被动接受的 垃圾系统，垃圾的生物降解是一个无任何控制的自然降解过程。由于垃圾组成成 分复杂，物理、化学和生物学的特性差异大，以及垃圾填埋场结构设计上的问题， 无法为微生物生长提供一个适宜的条件，垃圾的生物降解因而受到限制。封场后 很长一段时间( 数十年) 内垃圾保持不变或变化很小，因此垃圾填埋处理在实际 应用过程中已遇到不少困难 4 2 , 4 3 , 4 4 , 4 8 , 5 1 , 8 8 l ： 垃圾自然生物降解速度慢、填埋场稳定化时间长、维护期长； 渗滤液( 高色度、高浓度c o d 和氨氮) 对地面水、地下水、土壤等的污 染严重； 可供填埋的土地面积越来越少、填埋场新址的选择越来越难； 在填埋过程中还时常发生垃圾堆体滑坡、塌翻和填埋气爆炸等。 填埋处理出现的“地荒”、渗滤液处理难、填埋场维护费用高等问题迫使世 界各国想方设法改进填埋处理工艺，最大限度地利用现有填埋场的消纳能力，从 源头控制渗滤液污染：实现填埋场对垃圾的主动管理控制，为此，2 0 世纪7 0 年 代，美国率先开展了“生物反应器型”填埋技术( b i o r e a c t o r l a n d f i l l ) 的研究。 1 2 生物反应器填埋场的研究现状及存在问题 生物反应器填埋场是通过有目的的控制手段强化微生物过程，从而加速垃圾 中易降解和中等易降解有机组分转化和稳定的种垃圾填埋场运行方式。这些控 制手段包括液体( 水、渗滤液) 注入、备选覆盖层设计、营养添加、p h 调节、温 度调节和供氧等。 生物反应器填埋场由美国p o h l a n d 等率先在实验室进行了垃圾填埋场渗滤液 回灌研究p 引，发现渗滤液回灌可提高微生物活性，加速填埋场的稳定化过程， 大大降低了渗滤液中有机污染物浓度。此后，英国、加拿大、澳大利亚、德国、 丹麦、意大利、瑞典和日本等相继开始了渗滤液回灌、厌氧污泥接种、高温一中 温填埋、垃圾破碎、渗滤液p h 值调节以及营养物质添加等强化垃圾的微生物降 解过程的研究；近年来，国内学者在渗滤液回灌频率、渗滤液回灌前加热，污泥 接种等方面做了一些研究4 5 , 4 7 , 4 9 , 5 0 ，但总体而言，国内对生物反应器填埋场的系 统及机理研究还不够，对生物反应器填埋场的运行特征也缺乏深入了解。 生物反应器填埋场与传统填埋场的本质不同在于其生物降解过程是加以控 制的，其技术核心是渗滤液回灌p ”。然而，渗滤液直接回灌虽然可以增加填埋 场垃圾的湿度，相对于传统的填埋场而言，有利于填埋层微生物降解有机污染物 能力，但往往并不能促进垃圾有机污染物彻底厌氧降解。填埋垃圾层微生物对渗 滤液中有机物往往仅主要发生水解作用，产酸细菌大量繁殖，渗滤液中有机酸产 生积累，d h 值下降，垃圾层微生物群系的生态平衡遭到了破坏。 生物反应器填埋场现有的研究中尚存在以下的问题： ( 1 ) 垃圾层中因厌氧消化而出现酸的积累抑制了产甲烷菌的繁殖，尤其在 回灌初期。虽然通过外加药剂调节p h 以及添加营养物，可以改善微生物的生长 条件，但高昂的运行费用以及操作的复杂使其缺乏实际应用。 ( 2 ) 渗滤液的直接循环对填埋场而言是封闭循环，v f a 等有机物厌氧降解中 0 问产物及终产物积累抑制水解酶的活性，影响了生物降解速率，未能充分发挥厌 氧微生物的降解作用；尤其在填埋初期会产生有机酸的积累和过高的h 2 分压， 破坏了垃圾降解微生物种群间的互营联合代谢，造成填埋场垃圾降解的“停滞”。 ( 3 ) 从巨大的填埋场中收集c h 4 气体有较大的难度，尤其是c h 。具有易燃、 易爆特点，给气体的收集与利用工作带来极大的潜在危险。 ( 4 ) 渗滤液由于是单独处理，因此工程人员很难确定循环排放的水质、水量 情况；在填埋场的渗滤液处理研究过程中，国内外大量的学者采用物化法、生物 法以及光催化氧化方法对其进行了研究，取得了较大的成果 1 2 , 5 5 , 6 2 , 7 2 , 7 5 , 9 9 】。但其 在研究及应用中均遇到三个较难处理的问题：、水量的大幅度波动；二、水质 的波动；三、随“填埋”时间的延长，水质的特点发生较大的变化，尤其是“b c ” 从最高的o 8 降至接近于零，导致常用的生物处理系统无法正常工作。 ( 5 ) 填埋场稳定进程评价主要有宏观指标和微观指标。在宏观指标的研究中 基本上以沉降量为主，对填埋场的稳定机理研究却较少，尤其是对不同状态( 自 然状态与不同工程状态) 的填埋场的稳定机理研究文献报道不多；在微观指标的 研究中，对垃圾稳定化进程缺乏准确预测的有关参数及评价模型，导致填埋场在 运行管理中存在一定的无计划性，造成资源的不必要浪费。 ( 6 ) 渗滤液中高浓度氨氮的积累。垃圾在长期的填埋处置过程中，由于本身 固有的特性和外界条件的变化，将会发生一系列物理、化学和生物反应。在填埋 场中含氮化合物如蛋白质、尿素、胺类化合物、硝基化合物以及氨基酸等在氨化 菌的作用下，有机氮化合物分解、转化为氨态氮，进入渗滤液。据有关资料表明， 渗滤液中氮氮浓度很高，可以达到上千m g l ，尤其在渗滤液回灌型生物反应器 填埋场中，由于渗滤液在垃圾层中的循环，导致其n h 3 j n 不断积累，甚至最终 使其浓度远高于其在非循环型填埋场的渗滤液中n h 3 n 浓度【5 ，8 8 l 。 1 3 本试验研究的目的与意义 现有研究发现，渗滤液直接回灌虽然可以增加填埋垃圾的湿度，有利于垃圾 降解微生物的生长，但由于不同类群微生物生长条件及速率的差异，在填埋初期 会产生有机酸的积累；而高的h 2 分压破坏了垃圾降解微生物种群间的互营联合 代谢，造成填埋场垃圾降解的“滞留”；随着垃圾的稳定化和有机酸的降解，渗 滤液p h 值逐渐上升达到中性或偏碱性，渗滤液中游离氨的浓度不断增加导致其 氨氮的不断积累，甚至最终使渗滤液中氨氮浓度高于普通填埋场，这不仅增加了 渗滤液的场外处理费用和处理难度，而且高浓度氨氮渗滤液的循环回流会对垃圾 降解微生物的生理生态产生毒性作用；而低c n 比反过来又会影响微生物对填 埋场可降解垃圾的彻底降解。 针对上述问题，本研究采用实验室模拟方式，将垃圾填埋场与渗滤液处理作 为一个系统考虑，以渗滤液回灌型生物反应器填埋场系统为对比，利用硝化和反 硝化原理以渗滤液为主线将不同稳定化阶段的填埋区块串连起来，形成硝化生 物反应器、反硝化生物反应器和产甲烷生物反应器串连的填埋场系统，创造好氧、 缺氧和厌氧的生物空间环境优化的反应器填埋场系统，渗滤液有机物在产甲烷反 应器中得到去除、再经硝化生物反应器和反硝化生物反应器填埋场脱氮，从而实 现垃圾脱碳、脱氮的目的。这对于进一步完善生物反应器填埋场的功能有重要的 理论意义和潜在的实用价值。 2 实验研究 2 1 实验材料与方法 2 1 1 实验垃圾组成 参考全国生活垃圾组成成分数据，本研究的垃圾组成成分如表2 1 所示。 表2 - 1 实验垃圾的组成 t a b l e3 - 1c o m p o n e n t n f e x p e r i m e n t a lm u n i c i p a l s o l i dw a s t e 所有垃圾材料均破碎至2 c m 以下，并均匀混合。 2 1 2 实验装置 本实验采用2 套模拟的填埋场系统： ( 1 ) 第一套填埋场系统( r 1 ) ：作为第二套填埋系统的参比，由垃圾生物反应 器填埋场( d 1 ) 和产甲烷生物反应器( m 1 ) 组成。反应器均采用聚乙烯塑料板焊制， d 、：垃圾生物反应器填埋场m l ：产甲烷生物反应器 图2 1r 一系统流程图 f i g 2 一lf l o wd i a g r a mo f r ts y s t e m 其中垃圾生物反应器填埋场( d 0 直径2 8 c m ， 高1 0 5 c m ，由实验垃圾填埋：产甲 烷生物反应器( m 1 ) 直径1 5 e m ，高8 0 c m ，由已填埋一年的垃圾填埋。该系统中 垃圾生物反应器填埋场( d o 的渗滤液循环至产甲烷生物反应器( m 1 ) 、产甲烷生物 反应器( m 1 ) 的渗滤液再回流至垃圾生物反应器填埋场( d o ，其系统流程图及试验 装置图如图2 - 1 、2 - 2 所示。 m 耳 t 茴j 1 一 d l 匡 v t - - - - l u u , d l ：垃圾生物反应器填埋场m l ：产甲烷生物反应器 图2 2r i 系统装置图 f i g 2 - 2s e t - u pd i a g r a mo f r ls y s t e m ( 2 ) 第二套填埋场系统( r 2 ) ：由垃圾生物反应器填埋场( d 2 ) 、硝化反应器( n ) 和产甲烷生物反应器( m 2 ) 组成。三个反应器均采用聚乙烯塑料板焊制，其中垃圾 d 2 ：垃圾生物反应器填埋场；m 2 ：产甲烷生物反应器：n ：硝化反应器 图2 - 3r 2 系统流程图 f i g 2 3f l o wd i a g r a m o fr 2s y s t e m 生物反应器填埋场( d 2 ) 直径2 8 c m ，高1 0 5 c m ，由实验垃圾填埋；硝化反应器( n ) 直径3 4 c m ，高6 5 c m ，由已填埋一年的垃圾填埋；产甲烷生物反应器( m 2 ) 直径 1 5 c m ，高8 0 c m ，由已填埋一年的垃圾填埋。其系统流程图及试验装置图如图 2 3 、2 - 4 所示。 酽2明 西 d 2l 1 - - 一 t v l + 1 d 2 ：垃圾生物反应器填埋场：m 2 ：产甲烷生物反应器；n ：硝化反应器 2 1 3 试验方法 图2 - 4r 2 系统装置图 f i g 2 4s e t u pd i a g r a mo f r 2s y s t e m ( 1 ) 产甲烷生物反应器填埋场m i 、m 2 ：均用已填埋一年的垃圾填埋，填埋 场底部垫一层厚约5 c m 的碎石，以便渗滤液顺利排出，填埋垃圾量( 湿重计) 均为6 5 k g ，上面铺5 c m 厚的沙子，剩5 c m 作气室，产甲烷反应器试验在恒温室 内进行，温度控制在2 8 l 。 ( 2 ) 硝化反应器n ：由已填埋一年的垃圾填埋，填埋场底部垫一层厚约5 c m 的碎石，以便渗滤液顺利排出，填埋垃圾量( 湿重计) 为1 8 k g ，在底部碎石上 层和垃圾填埋体1 2 处分别铺设曝气头和曝气管，在实验过程中采用连续曝气 ( 2 0 h r d ) ，氧气由气泵提供，通气量为o9 1 l m i n ，上面铺5 c r n 厚的沙子，剩5 c m 作气室，硝化反应器n 试验在恒温室内进行，温度控制在2 8 1 。 ( 3 ) 垃圾生物反应器填埋场d i 、d 2 ：均用实验垃圾填埋，填埋场底部垫一层 厚约5 c m 的碎石，以便渗滤液顺利排出，填埋垃圾量( 湿重计) 为3 5 1 k g ，当 实验垃圾进行组分混合时，调节填埋垃圾含水率到7 0 ，上面铺5 c m 厚的沙子， 剩5 e m 作气室，垃圾生物反应器填埋场d 、d 2 试验在常温进行。 2 1 4 主要分析项目与分析方法 ( 1 ) 每天测定渗滤液产生量、回流量、p h ( p h s - 3 型精密酸度计) 。 ( 2 ) 每7 1 4 天检测渗滤液中c o d c ，、t n 、n h + 4 n 、n o - 3 n 、n o e n 的浓 度以及垃圾填埋体中硝化细菌数量、反硝化细菌数量、t n 、n h + 4 一n 、n o 3 - n 的 浓度。 其中渗滤液中 c o d c ，：标准重铬酸钾法 刎 t n ：过硫酸钾氧化比色法【8 7 n 一4 n ：纳氏试剂光度法 8 7 】 n o 3 - n ：紫外分光光度法1 3 7 1 n o 2 n ：n ( 1 萘基) 一乙二胺光度法1 8 7 】 填埋体中硝化细菌数量：m p n 计数法f 7 3 】 反硝化细菌数量：m p n 计数法【7 8 1 t n ：半微量凯氏消煮后采用纳氏试剂光度法【9 3 , 8 7 , 9 4 1 n w 4 - n ：浸提后采用纳氏试剂光度法 8 3 , 8 7 】 n 0 3 - n ：浸提后采用紫外分光光度法 8 3 , 8 7 1 2 2 实验进程 本实验研究主要分为二个阶段： 第一阶段为硝化反应器n 、产甲烷生物反应器m 1 、m 2 的启动研究，实验持 续4 8 天。垃圾填埋后每天以2 0 0 6 0 0 m g l 的模拟废水( 表2 2 ) 对n 、m l 和 m z 反应器进行驯化启动，为使硝化细菌快速繁殖，在硝化反应器n 的进水中加 入一定浓度( 2 0 0 1 2 0 0 r a g l ) 的氯化铵，当产甲烷生物反应器m i 、m z 和硝化反应 器n 出水c o d e ，去除率均稳定在8 0 以上、硝化反应器n 出水氨氮去除率稳定 在9 0 以上，启动阶段完成。 表2 - 1 模拟废水的组成 t a b l e2 - 2c o m p o n e n to fs i m u l a t ew a s t ew a t e r 第二阶段是在第一阶段的基础上，以d l 和d 2 两个模拟垃圾生物反应器填埋 场，并分别与产甲烷生物反应器m l 、m 2 和硝化反应器n 以渗滤液串连起来， 组成垃圾填埋场系统r l 和填埋场系统r 2 ，进行生物反应器填埋场的脱氮功能、 脱氮微生物特性及渗滤液场内处理的研究。 3 结果与讨论 3 1 启动阶段的结果与讨论 3 1 1 产甲烷生物反应器m 。、m ：渗滤液c o d e ，去除率的变化 图3 1 产甲烷反应器m l 、m 2 渗滤液c o d c ，去除率 f i g 3 - 1t h er e m o v a lo f c o d c ，i nr e a c t o rm ia n dm 2 由图3 一l 可以看出，经过3 5 天以模拟废水驯化启动，m l 反应器的c o d c ， 去除率由最初的4 4 5 逐渐上升到8 5 7 ；m 2 反应器的c o d e ，去除率由最初的 4 55 逐渐上升到8 5 ，随后两个反应器c o d c ，去除率均稳定在8 5 以上，而且 作为实验对照，m l 、m 2 反应器的平行性较好。 3 1 2 硝化反应器n 渗滤液c o d c ，去除率、n h + 4 - n 去除率的变化 装 料 逝 艄 + c o d c r 去除率十氨氮去除率 l71 42 l2 83 54 24 8 填埋时间( d ) 图3 2 硝化反应器n 渗滤液c o d c ，、n 盯4 n 去除率 f i g 3 2t h e r e m o v a lo fc o d c la n dn h + 4 ni nr e a c t o rm la n dm 2l e a c h a t e 由图3 2 可见，硝化反应器n 以模拟废水驯化启动4 2 天后，c o d e ，的去除 率由最初的6 直线上升至9 7 ；与此同时，n w 4 n 的去除率也逐渐增高到9 8 ， 这说明硝化反应器n 在曝气条件下，硝化细菌增长较快，对于c o d c ，的去除和 n h + 4 - n 的去除效果都比较好。 3 1 3 硝化反应器n 渗滤液n o 。3 浓度变化 由图3 3 可知，经过4 8 天的驯化启动，随着n 硝化反应器n h * 4 n 去除率 的平稳上升，出水中n o 3 的浓度不断增加。由此可以推断，硝化反应器n 中硝 化细菌的数量在不断增，这与后续的硝化细菌数量测定结果相一致。 舳伯叩如加m 0 簧 将 凿 - 时 j | 纛 i 71 42 l2 83 54 24 8 填埋时间d + 备 e 越 避 嘁 柏 图3 - 3 硝化反应器n 渗滤液氨氮去除率和硝态氮浓度 f i g 3 3t h e r e m o v a lo f n h + 4 - na n dv a r i a t i o no f n o 。3 - ni nnr e a c t o rl e a c h a t e 3 1 4 硝化反应器n 中硝化细菌数量变化 表3 1 硝化反应器n 中硝化细菌数量( 个g 干垃圾) t a b l e3 - 1e n u m e r a t i o no fn i t r o b a e t e r i ai nr e a c t o rn ( c e l l s gd r yr e f u s e ) 表3 。2 中的数据显示，硝化反应器n 中硝化细菌的数量不断递增，这与n 反应器出水中n h + 4 - n 去除率逐渐上升、n 0 3 浓度不断增加的推断相一致。 3 1 5 小结 通过4 8 天的驯化启动实验，产甲烷生物反应器m i 、m 2 对进水c o d c ，去除 率已稳定在8 0 以上，这将有助于有机物的进一步降解：硝化反应器n 出水 c o d c ，去除率、n h + 4 n 去除率均达到8 0 以上，硝化细菌的数量已达2 3 9 1 0 5 ( 个偿干垃圾) ，硝化反应器n 对于n h * 4 - n 的转化能力逐渐增强。 9 3 2 稳定阶段的结果与讨论 3 2 1 第一套填埋场系统( r - ) 的运行性能 3 2 1 1 垃圾生物反应器填埋场d l ( 1 ) 渗滤液p h 值和c o d c ，的变化 7 6 5 趔4 工 n 3 2 1 o _ _ d h + c o d e r 浓度 371 72 94 35 77 18 31 0 41 2 4 填埋时间d 6 0 0 0 0 5 0 0 0 0 4 0 0 0 0 3 0 0 0 0 2 0 0 0 0 1 0 0 0 0 o 图3 4 生物反应器填埋场d 1 渗滤液p h 和c o d c ，变化 f i g 3 - 4v a r i a t i o no f p h a n dc o d c ，i nr e a c t o rd ii e a c h a t e 由图3 - 4 可以看出，生物反应器填埋场d l 的渗滤液p h 值由开始的5 0 基 本上呈缓慢上升趋势。这主要是由于填埋初期垃圾在填埋时携带有少量的氧，垃 圾中有机物发生了好氧降解，随着垃圾填埋层氧的消耗，填埋场垃圾进入兼氧 厌氧降解阶段，微生物对有机垃圾进行水解作用，产酸细菌大量繁殖，使渗滤液 中有机酸大量积累，导致p h 值较低。随着填埋时间的延长，填埋场中的微生物 对渗滤液中有机物的转化分解以及产甲烷反应器m l 出水的回灌，使得生物反应 器填埋场d l 的渗滤液p h 值开始上升。 渗滤液中有机物浓度c o d c ，的变化是填埋垃圾有机物生物降解的间接反应， 生物反应器填埋场d l 的c o d c ，浓度由最初的3 3 2 0 0m g l 逐渐上升，到填埋2 2 天时达到最高值5 4 8 8 0m g l ，随后迅速下降。这也可能是由于垃圾填埋后垃圾的 降解经历了好氧降解、厌氧降解的过程，在厌氧降解初期渗滤液中有机酸积累， 1岛e越避。uoou 使c o d e ，逐渐上升至最大值，此后随着渗滤液不断循环和填埋场内微生物的降 解作用，c o d e ，逐渐下降；上图还表明，生物反应器填埋场d 一中垃圾有机物的 降解经历了由溶出大于降解逐渐过渡到降解大于溶出的过程后，并最终转变为降 解能力较强的生物反应器填埋场。 ( 2 ) 渗滤液氮的变化 西 e 型 媛 2 醺 踩 ， 型 蛙 嘁 罐 371 72 94 35 77 l8 31 0 41 2 4 填埋时间d 图3 5 生物反应器填埋场d l 渗滤液氮的变化 f i g 3 5v a r i a t i o no f n i t r o g e ni nr e a c t o rd ll e a c h a t e d e 趟 蛏 酶 指 普 生物反应器填埋场d - 渗滤液中氮的变化如图3 5 所示。从图中可以看出， 氨氮和总氮都经历了由低到高、达到某一高峰值后再明显下降的过程。由此可以 推测：在填埋初期，垃圾填埋体中的氮有部分溶出至渗滤液中，再加上来自产甲 烷反应器m 。的渗滤液中氮的叠加，使得生物反应器填埋场d i 渗滤液中总氮和氨 氮有积累现象；此后随着垃圾填埋时间的延长，总氮和氨氮浓度明显降低，分别 由最高值1 6 5 3m g l 9 0 5 4 2m g l 降至2 2 1m r d l 、4 5 m g l 。 生物反应器填埋场d l 渗滤液中硝态氮的浓度由高到低逐渐下降。这可能是 由于垃圾填埋时自身携带的氧，使得垃圾的降解最初为好氧降解，有部分n h + 。 被转化为n o 一3 ，所以开始时n o 。3 的浓度高，随着氧的消耗，垃圾的降解由好氧 逐渐向厌氧降解过渡，n h + 4 转化为n o 。3 减少，n o 一3 的浓度逐渐降低。 篮侣佃0 0 ( 3 ) 垃圾填埋体中氮的变化 表3 2 显示，垃圾填埋体中的总氮和氨氮在填埋5 0 天前较高，随后渐渐下 降，这一高峰期比渗滤液中总氮和氨氮的高峰期推后两周左右，因此可以推测， 这可能是因为垃圾经过至两个月的填埋，蛋白质和较难降解的含氮有机物降解 程度较低，氮仍以有机氮的形式存在，从而滞留在填埋垃圾中，另一部分由渗滤 液排出的氮经产甲烷反应器m l 后又回流到填埋体，二者加和作用，导致这一时 期垃圾填埋体中总氮和氨氮的浓度较高。但表3 - 2 中显示的填埋体中硝态氮的变 化不规律，这可能是由于硝酸根不为垃圾胶体所吸附，且易溶于水，很易随水在 垃圾内部上下层中频繁移动：此外垃圾中硝态氮含量受水分移动和微生物活动等 因素的影响很大，含量比较难测定。 表3 - 2 生物反应器填埋场d 1 垃圾填埋体中氮的变化 t a b l e 3 - 2 v a r i a t i o no f n i t r o g e ni nr e a c t o r d ll a n d f i l l ( 4 ) 垃圾填埋体中反硝化细菌数量 由表3 3 可以看出，生物反应器填埋场d l 垃圾填埋体中反硝化细菌数量， 在整个实验过程中，由1 0 6 ( 个g 干垃圾) 逐渐增加到1 0 9 ( 个g 干垃圾) 后又 逐渐减少。这可能是随着填埋初期垃圾自身携带氧的渐渐消耗，反硝化细菌的数 量逐渐增加；到了填埋后期，随着碳、氮营养物质的减少而减少，其中在填埋 3 2 天时，反硝化细菌的数量减少了两个数量级，这可能是这段时间c o d e ，浓度 过高，对反硝化细菌的生长和繁殖产生明显的抑制作用。 表3 3 生物反应器填埋场d l 垃圾填埋体中反硝化细菌的数量( 个g 干垃圾) t a b l e3 - 3e n u m e r a t i o no f d e n i t r i l y i n gb a c t e r i ai nr e a c t o rd il a n d f i l l ( c e l l s gd r yr e f u s e ) 取样时间d细菌数量 1 2 9 x1 0 0 2 3 3 1 0 8 2 3 4 1 0 9 2 4 5 1 0 93 4 1 0 9 13 0 1 0 9 8 7 3 1 0 5 6 5 9 1 0 5 8 6 5 x1 0 4 未测出 3 2 1 2 产甲烷反应器m l 渗滤液p h 值和c o d e ，的变化 照 工 + p h 值 371 72 94 35 77 18 31 0 4 1 2 4 填埋时间d 1 0 0 8 0 鬟 6 0 鐾 稍 4 0 占 2 08 o 图3 6 产甲烷反应器m t 渗滤液p h 和c o d e ，变化 f i g 3 - 6v a r i a t i o no fp h a n dc o d e ri nr e a c t o rmjl e a c h a t e 产甲烷反应器m 的p h 值变化情况和c o d e ，的去除率如图3 - 6 所示，在整 个填埋过程中p h 值是由6 开始逐渐升高，m l 是专门的产甲烷反应器，由己填 埋一年的垃圾填埋，含有比较平衡的微生物种群，对于回灌的渗滤液具有一定的 ，m抖弛昭 缓冲作用，所以产甲烷反应器m 、出水p h 起点要高于生物反应器填埋场d 1 ；另 外产甲烷需消耗酸度并产生一定碱度，所以p h 会逐渐升高；产甲烷反应器m - c o d c ，的去除率基本维持在8 0 左右，但曲线中出现了两个低谷，第一个低谷是 在填埋1 7 - - 2 9 天之间，这是因为在这期间进水c o d e ，的浓度偏高，在5 4 8 8 0m g l 上下浮动，对反应器的冲击较大所以去除率较低：第二个低谷是在填埋6 4 天左 右，原因是填埋5 0 天后产甲烷反应器m 出现堵塞现象，导致c o d c ，的去除率 跌入第二次低谷，经处理后产甲烷反应器m ：经过约周的适应，其c o d c ，的去 除率又恢复至8 0 左右。 3 2 1 3 第一套填埋场系统( r 1 ) 小结 实验表明，第一套填埋场系统( r 1 ) 作为参比系统，其垃圾生物反应器填埋场 d 。对有机物和氮的去除效果都比较好：m 。产甲烷反应器对渗滤液中有机物的去 除率基本维持在8 0 左右。 3 2 2 第二套填埋场系统( r 2 ) 的运行性能 3 2 2 1 垃圾生物反应器填埋场d 2 ( 1 ) 渗滤液p h 值和c o d e ，的变化 7 6 5 趔4 毛3 2 1 0 d e 世 蠖 古 371 72 94 35 77 l8 31 0 41 2 4 填埋时间d 图3 7 生物反应器填埋场d 2 渗滤液p h 和c o d c 。变化 f i g 3 7v a r i a t i o no fp h a n dc o d e ri nr e a c t o rd 2l e a c h a t e o 0 o o 0 o 0 o 0 鲫 惦加弱矩加佃砌卿。 由图3 7 可知，与生物反应器填埋场d i 相似，生物反应器填埋场d 2 渗滤液 p h 随着填埋时间的延长而逐渐上升，在填埋后期p h 在6 5 以上波动，这是因 为回灌至垃圾生物反应器填埋场d 2 的渗滤液来自硝化反应器n ，其渗滤液p h 值较高( 6 4 3 - - 8 0 8 ) 、c o d c ，的浓度较低( 1 0 0 m g l 左右) 、硝态氮的浓度较高， 这为生物反应器填埋场d 2 中反硝化细菌的生长和繁殖创造了有利条件，强化了 生物反应器填埋场d 2 中有机物的降解，所以生物反应器填埋场d ：的c o