摘要：

探討通過利用畜禽廢水中氨氮實現(xiàn)礦化垃圾中銨氧化菌的富集，再利用其對CH4同等氧化能力實現(xiàn)垃圾填埋場溫室氣體總量減排。研究結(jié)果表明：礦化垃圾對畜禽污水中氨氮具備較強(qiáng)的硝化能力，運行120 d內(nèi)氨氮去除率高于60%；投加200 mg·kg-1氨氮后的培養(yǎng)研究中，120 h馴化后礦化垃圾硝酸鹽氮的生成量分別為原生礦化垃圾樣品和粘土樣品的2.0倍和3.8倍；礦化垃圾和粘土樣品中CH4消耗和CO2的凈生成趨勢可分別采用一級和零級動力學(xué)模型來表征（R2>068）；與氮轉(zhuǎn)化趨勢類似，基于CO2的凈生成速率，120 d馴化后礦化垃圾的CH4氧化能力比粘土樣和原生礦化垃圾分別提高了59.3%和10.6%。礦化垃圾經(jīng)高氨氮畜禽養(yǎng)殖廢水馴化可有望提高其對CH4的氧化能力，而污水中其他組分（CODCr、SS及磷素等）富集對CH4氧化過程的影響還亟待進(jìn)一步研究。

關(guān)鍵詞：

甲烷氧化； 硝化能力； 礦化垃圾； 馴化； 變化趨勢

全球變暖已成為世界關(guān)注的重大環(huán)境問題。《京都議定書》中急待減排的主要溫室氣體包括：CO2、CH4和N2O[12]。目前，相關(guān)研究主要集中在農(nóng)田、草地、濕地及林地等生態(tài)系統(tǒng)[34]，而對碳氮源豐富、轉(zhuǎn)化更急劇的生活垃圾填埋場中CH4和N2O的釋放研究匱乏。僅有的文獻(xiàn)表明，生活垃圾填埋場是CH4和N2O的重大釋放源[57]。張后虎等以季為時間尺度對中國上海和杭州生活垃圾填埋場3種溫室氣體（CH4、N2O和CO2）進(jìn)行了全年同步監(jiān)測，將結(jié)果統(tǒng)一換算成CO2釋放當(dāng)量后發(fā)現(xiàn)CH4釋放量占主導(dǎo)，高達(dá)95%以上[78]。為此，垃圾填埋場溫室氣體減排的關(guān)鍵在于控制CH4的釋放量。填埋氣體收集系統(tǒng)可有效降低填埋場內(nèi)的CH4分壓，使其釋放推動力減小。除此之外，CH4氣體在經(jīng)過填埋場終場覆蓋層時在甲烷氧化菌的作用下被氧氣氧化轉(zhuǎn)化為CO2、水和生物質(zhì)，從而減少甚至完全消除填埋場的甲烷釋放[911]。

張后虎，等：利用畜禽廢水中的氨氮馴化礦化垃圾填料氧化填埋場的CH4

除甲烷氧化菌外，Mandernack等在填埋場覆土和蔡祖聰?shù)仍谵r(nóng)田發(fā)現(xiàn)銨氧化菌同樣具備氧化CH4的能力[3，1213]。在適宜的環(huán)境條件下，甲烷氧化細(xì)菌可氧化銨態(tài)氮，銨氧化細(xì)菌也可能氧化甲烷，從而可考慮借助富集銨氧化菌于填埋場覆蓋材料氧化CH4，為削減填埋場的溫室氣體釋放量提供了技術(shù)途徑。礦化垃圾填料硝化能力強(qiáng)、銨氧化菌群落豐富[1416]，應(yīng)成為首選覆蓋材料。Barlaz等也嘗試采用腐熟垃圾構(gòu)建生物覆蓋層（Biological active cover）來削減CH4的釋放[9]，而中國鮮見涉及垃圾填埋場溫室氣體減排技術(shù)的相關(guān)研究，更未能涉及礦化垃圾經(jīng)高氨氮廢水馴化后，富集銨氧化菌對CH4氧化能力的衍生研究。

研究旨在利用高氨氮濃度的畜禽養(yǎng)殖廢水培養(yǎng)礦化垃圾，通過富集銨氧化菌氧化CH4降低垃圾填埋場溫室氣體的總釋放當(dāng)量，為控制生活垃圾填埋場溫室氣體的釋放研究低成本、高效率的減排技術(shù)。

1材料與方法

1.1礦化垃圾與粘土土樣

供試原生礦化垃圾取自南京城市生活垃圾填埋場，填埋齡為10 a。場內(nèi)填埋的生活垃圾主要成分為60%廚余、20%塑料、15%其他物質(zhì)（竹木，紙張，織物和渣石等），日填埋量為3 000～4 000 t/d。礦化垃圾開挖后，去除玻璃、渣石等，過200目篩供使用。供試粘土樣取自宜興某農(nóng)田（N： 31°29′， E： 119°59′），其粒徑分布為：粘粒43.5%，壤粒 32.1%和砂粒24.4%。礦化垃圾和粘土樣的基本理化性質(zhì)列于表l，樣品理化特性測試方法見文獻(xiàn)[17]。

1.2氨氮馴化礦化垃圾

畜禽污水采自江蘇宜興周鐵鎮(zhèn)某養(yǎng)豬場，存欄100頭/年左右，養(yǎng)豬場采用干濕分離的方法排出尿液和沖廁廢水，水質(zhì)指標(biāo)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。采用滴濾的進(jìn)水方式對礦化垃圾進(jìn)行馴化，將礦化垃圾填料填充于玻璃鋼裝置中，尺寸為30 cm×40 cm×20 cm （H×L×W）。每日按照序批式工藝狀況（前期優(yōu)化結(jié)果：進(jìn)水-反應(yīng)-出水-閑置/4-12-2-6 h）4階段運行[16]，礦化垃圾填充的體積為20 L，按照固液比1：20，水力負(fù)荷0.40 m3·m-2 ·d-1的工況運行，運行時間為2010年8月-12月，不間斷運行共歷時5個月后采集的礦化垃圾樣品為：馴化后礦化垃圾。

1.3氮轉(zhuǎn)化實驗

所有的培養(yǎng)實驗均在容積250 mL的具塞血清瓶內(nèi)批式進(jìn)行，礦化垃圾（或粘土）樣品經(jīng)風(fēng)干（25 ℃左右，3 d）、過2.00 mm篩后，精確稱取50 g于瓶中。每種樣品共設(shè)置6組進(jìn)行培養(yǎng)，分別對應(yīng)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，至規(guī)定時間取出樣品同時測定土樣受納（NH4）2SO4溶液后NH4+-N和NO3--N含量，考察樣品中微生物對氨氮氧化和硝酸鹽氮生成的能力，投加的氮負(fù)荷為200 mg·kg-1（基于礦化垃圾/粘土樣干重，以下同）。加入礦化垃圾（或粘土）和（NH4）2SO4溶液后，調(diào)節(jié)蒸餾水的量保持含水率為15%，換算成孔隙含水率約為47%（低于60%）；此條件下，礦化垃圾（或粘土）內(nèi)部處于有氧條件，氮轉(zhuǎn)化主要以硝化過程為主[8]。培養(yǎng)瓶先在恒溫（25 ℃）搖床上振蕩0.5 h，使樣品與液體混合均勻，再放入生化培養(yǎng)箱中25℃下避光培養(yǎng)，每組樣品均設(shè)置2個平行樣[8]。

1.4CH4氧化能力

精確稱取100 g風(fēng)干礦化垃圾/粘土樣品（過200 mm篩）置于250 mL的培養(yǎng)瓶內(nèi)，再注入蒸餾水保持含水率15%。瓶內(nèi)以橡膠塞密封后用注射器抽出25.0 mL空氣，然后注入純CH4氣體25.0 mL，使培養(yǎng)瓶內(nèi)CH4的體積初始濃度為10%左右。將培養(yǎng)瓶放在恒溫（25±1 ℃）搖床上145 rpm頻率搖動30 min，使土壤與所投加的液體和氣體混合均勻，再放入生化培養(yǎng)箱中恒溫（25±1 ℃）培養(yǎng)。除CH4氧化之外，樣品中微生物因呼吸作用釋放CO2；故另設(shè)不注入CH4的空白組，扣除呼吸作用釋放的CO2計算凈生產(chǎn)量，研究供試樣品對CH4的氧化能力。所有樣品均設(shè)置3組平行，取均值作為最終數(shù)據(jù)。氣體樣品中CH4和CO2的濃度測定參考文獻(xiàn)[78]。為了考察礦化垃圾樣品應(yīng)用于工程現(xiàn)場對環(huán)境的適應(yīng)性，設(shè)置我國華東地區(qū)填埋場覆蓋土壤冬季低溫（5 ℃）、春秋季中溫（15 ℃）和夏季高溫（30 ℃）進(jìn)行實驗室培養(yǎng)試驗[78]。

2結(jié)果與討論

2.1畜禽廢水馴化礦化垃圾填料

傳統(tǒng)的氮去除途徑主要依賴于硝化反硝化，礦化垃圾顆粒中硝化菌群豐富，高達(dá)1×105個/g[14]。為此，畜禽廢水滴濾礦化垃圾填料后，對水中氨氮去除率較高，保持在60%以上（圖1（b））；與氨氮的高去除率相對應(yīng)，出水中硝酸鹽氮的累積濃度高（圖1（b））。相對進(jìn)水而言，出水中硝酸鹽氮平均值提高了十?dāng)?shù)倍不等。反硝化能力差主要源于礦化垃圾填充高度低（20 cm），缺乏有效的厭氧環(huán)境[16]。

圖1畜禽廢水氨氮馴化礦化垃圾填料

2.2礦化垃圾填料中氮轉(zhuǎn)化

當(dāng)氨氮投加于礦化垃圾/粘土樣品進(jìn)行培養(yǎng)研究，均出現(xiàn)NH4+-N含量下降及NO3--N含量上升的現(xiàn)象（圖2）。而馴化后礦化垃圾中氨氮和硝酸鹽氮變化幅度最大，培養(yǎng)至第120 h時，NH4+-N含量低于50 mg·kg-1，而NO3--N高于300 mg·kg-1；粘土樣投加氨氮溶液后，NH4+-N和NO3--N轉(zhuǎn)化強(qiáng)度遠(yuǎn)低于礦化垃圾樣品，培養(yǎng)至第120 h時，其NO3--N含量上升幅度低于90 mg·kg-1（圖2（c））。與原生礦化垃圾和粘土相比，馴化后礦化垃圾樣品中NO3--N含量在120 h上升幅度分別提高至2.0和38倍。

2.3礦化垃圾填料氧化甲烷能力

注入CH4后，礦化垃圾/粘土樣品中CH4消耗和CO2的凈生成趨勢類似，可分別采用一級和零級動力學(xué)模型來表征（R2>0.68，圖3），其中空白組CO2釋放量比例小于1%。與氮轉(zhuǎn)化速率相同，礦化垃圾CH4氧化能力強(qiáng)于粘土，CO2的凈生成速率為粘土的1.6倍左右，而120 d馴化后礦化垃圾對CH4的氧化能力較原生礦化垃圾提高了10.6%。

CH4和NH4+的正四面體分子結(jié)構(gòu)類似，分子量相近，CH4單氧化酶和銨單氧化酶結(jié)構(gòu)極為相似，而且分別是CH4氧化和銨氧化的關(guān)鍵因子，CH4氧化細(xì)菌和銨氧化細(xì)菌在底物利用、氧化酶等方面具有共性[3，12]。本研究中，120 d馴化后礦化垃圾相對原生礦化垃圾和土壤樣品在氮和碳轉(zhuǎn)化能力方面保持一致，同時，污水中CODCr、SS及磷素等其他組分富集對CH4氧化過程的影響將在后續(xù)研究中進(jìn)行表征，限于篇幅本文不作討論。

圖2礦化垃圾投加氨氮溶液后氮轉(zhuǎn)化趨勢

圖3礦化垃圾馴化后對甲烷的氧化能力

2.4溫度

圖4給出了粘土、原生和馴化后礦化垃圾樣品在3種溫度下對CH4的氧化能力比較，不難發(fā)現(xiàn)，3種材料對CH4氧化與CO2的生產(chǎn)趨勢與培養(yǎng)溫度成正比例關(guān)系，與相關(guān)文獻(xiàn)研究成果吻合[8]。其中5 ℃培養(yǎng)條件下，120 h后僅50%的CH4被氧化削減，而CO2的生產(chǎn)量低于800 mg C·kg1。雖然30 ℃培養(yǎng)條件下，原生礦化垃圾與馴化后礦化垃圾對CO2 的生產(chǎn)趨勢接近，但12～72 h內(nèi)馴化后礦化垃圾的CH4削減量顯著高于原生礦化垃圾。而在15 ℃培養(yǎng)條件下，120 h后馴化后礦化垃圾CO2 的生產(chǎn)量比原生礦化垃圾高出31%，為粘土樣的6.68倍。

圖4溫度對礦化垃圾馴化氧化甲烷能力的影響

3結(jié)論

利用畜禽污水中高氨氮濃度這一基本特征，馴化礦化垃圾填料富集銨氧化菌，借助其對CH4的同等氧化能力，削減垃圾填埋場溫室氣體釋放總當(dāng)量，為垃圾填埋場溫室氣體減排提供新的技術(shù)途徑和礦化垃圾填料處理污水后實現(xiàn)再次利用，初步探索研究結(jié)論如下：

1）礦化垃圾對畜禽污水中氨氮具備較強(qiáng)的硝化能力，120 h培養(yǎng)研究中，硝酸鹽氮的生成能力為原生礦化垃圾樣品和粘土樣品的2～4倍左右。

2）礦化垃圾和粘土樣品中CH4消耗和CO2的凈生成趨勢可分別采用一級和零級動力學(xué)模型來表征；與氮轉(zhuǎn)化趨勢類似，礦化垃圾CH4氧化能力強(qiáng)于粘土樣品，120 d馴化后礦化垃圾CO2的凈生成速率為粘土樣的1.6倍左右，較原生礦化垃圾提高了10.6%。不同溫度培養(yǎng)條件研究結(jié)果表明，馴化后礦化垃圾樣品對溫度變化適應(yīng)能力顯著強(qiáng)于土壤和原生礦化垃圾。其中，中溫15 ℃培養(yǎng)條件下，120 h后馴化后礦化垃圾CO2 的生產(chǎn)量比原生礦化垃圾高出31%，為粘土樣的6.68倍。

3）礦化垃圾經(jīng)高氨氮廢水（畜禽養(yǎng)殖、焦化廢水和垃圾滲濾液等）馴化富集銨氧化菌可有望提高其對CH4的氧化能力。

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（編輯胡玲）