張雄軍，張保山

（長(zhǎng)沙中聯(lián)重科環(huán)境產(chǎn)業(yè)有限公司，湖南長(zhǎng)沙 410221）

垃圾滲濾液是一種有機(jī)物、氨氮和無(wú)機(jī)鹽含量高的特種廢水〔1-3〕。其中，氨氮含量隨著垃圾填埋年數(shù)增加而增大〔4〕，若直接排入水體將對(duì)環(huán)境造成嚴(yán)重危害。當(dāng)前滲濾液處理方法主要有物化和生化方法，如碟管式反滲透（DTRO）膜技術(shù)〔5〕、生化接觸氧化工藝〔6〕、SBR工藝〔7〕等。由于反滲透膜對(duì)分子態(tài)的游離氨基本無(wú)攔截作用，膜技術(shù)極易導(dǎo)致出水氮超標(biāo)；而生化脫氮技術(shù)因滲濾液可利用碳源少，反硝化過(guò)程困難。

氨氮通過(guò)硝化過(guò)程轉(zhuǎn)換為硝態(tài)氮后由膜系統(tǒng)攔截，可避免游離氨影響和外加碳源的投入，是處理高氨氮滲濾液的有效方式，高效硝化過(guò)程是該工藝路線的重點(diǎn)。噴射環(huán)流生物反應(yīng)器結(jié)合了噴射與環(huán)流技術(shù)的特點(diǎn)，具有傳質(zhì)效率高、氧利用率高的優(yōu)點(diǎn)〔8〕，可實(shí)現(xiàn)高效硝化過(guò)程。本研究分析了噴射環(huán)流反應(yīng)系統(tǒng)的硝化性能及影響因素、反應(yīng)器設(shè)計(jì)參數(shù)，以期為滲濾液高效硝化技術(shù)的應(yīng)用提供參考。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

噴射環(huán)流反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成，反應(yīng)水深1.2 m，導(dǎo)流筒高1.0 m，內(nèi)外筒直徑比為0.4，高徑比為6，有效容積為34 L。采用獨(dú)特設(shè)計(jì)的兩相噴嘴，噴頭收縮角為17°，噴射水流速度大于7 m/s。實(shí)驗(yàn)裝置見圖1。

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置Fig. 1 Experimental unit

在進(jìn)水量達(dá)到反應(yīng)液位后，停止進(jìn)水泵，啟動(dòng)回流泵和空氣泵，混合液經(jīng)回流泵送到兩相噴嘴高速噴出，并與空氣泵泵入的空氣混合?；旌弦貉刂鴮?dǎo)流筒反應(yīng)區(qū)向下流動(dòng)，到達(dá)底部后折回上流過(guò)外環(huán)反應(yīng)區(qū)。到達(dá)反應(yīng)器上部的混合液一部分由于射流的抽吸作用再次被吸入導(dǎo)流筒（內(nèi)循環(huán)），一部分被回流泵吸入回流管道（外循環(huán)）。根據(jù)溫沁雪等〔8〕的研究，氣泡和生物絮體在剪切區(qū)被初級(jí)和二次分散為超細(xì)氣泡和細(xì)菌薄膜，氣、液相和細(xì)菌之間有更大的接觸面積，從而可提高氧的利用效率。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

通過(guò)時(shí)序控制器對(duì)進(jìn)水泵、回流泵、空氣泵以及排水電磁閥進(jìn)行自動(dòng)控制，實(shí)現(xiàn)進(jìn)水（1 h）、反應(yīng)（8 h）、沉淀（2 h）、排水（1 h） 4階段的連續(xù)運(yùn)行，每周期共12 h，進(jìn)水7 L，排水比1/5。

實(shí)驗(yàn)所用垃圾滲濾液取自醴陵市垃圾填埋場(chǎng)，主 要 污 染 物COD為3 200～4 300 mg/L、BOD為1 000～1 200 mg/L，氨氮為1 500～2 300 mg/L、pH為7.5～8.0、堿度為8 000～11 000 mg/L。滲濾液經(jīng)不同稀釋倍數(shù)配制后作為各階段進(jìn)水。接種污泥取自醴陵市垃圾填埋場(chǎng)生化處理項(xiàng)目好氧池，污泥質(zhì)量濃度為3 g/L左右，具有較好的生物脫氮性能。

整個(gè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程共35 d，前1～2 d進(jìn)行悶曝，3～35 d根據(jù)進(jìn)水氨氮濃度分為4個(gè)階段，運(yùn)行參數(shù)見表1。

表1 系統(tǒng)運(yùn)行參數(shù)Table 1 System operating parameters

1.3 分析方法

NH4+-N、NO3--N、NO2--N、MLSS及MLVSS均采用國(guó)標(biāo)方法檢測(cè)。pH、溶解氧（DO）和溫度采用Multi 3420-WTW便攜式多參數(shù)水質(zhì)測(cè)定儀測(cè)定。

1.4 計(jì)算方法

D. L. FORD等〔9〕研究了水中游離氨（FA）及游離亞硝酸（FNA）與溫度、pH的關(guān)系，見式（1）和式（2）。

式中：CFA——游離氨質(zhì)量濃度，mg/L；

CFNA——游離亞硝酸質(zhì)量濃度，mg/L；

CNH4+-N——氨氮質(zhì)量濃度，mg/L；

CNO2--N——亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度，mg/L；

pH——水體pH；

T——水體溫度，℃。

2 結(jié)果與討論

2.1 噴射環(huán)流反應(yīng)系統(tǒng)的硝化性能

不同進(jìn)水階段噴射環(huán)流反應(yīng)系統(tǒng)的硝化性能見圖2。

圖2 不同階段噴射環(huán)流反應(yīng)系統(tǒng)硝化特性Fig. 2 Nitrication characteristics of jet loop reactor system at different stages

運(yùn)行過(guò)程中，每天對(duì)系統(tǒng)pH進(jìn)行一次監(jiān)測(cè)，pH在6.5～7.5之間波動(dòng)（圖2）。從圖2的氨氮去除速率看，第Ⅰ階段為啟動(dòng)階段，氨氮去除速率較低，第5天至第8天基本維持在20 mg/h左右，第9天上升至92.5 mg/h。第Ⅱ階段為馴化培養(yǎng)階段，此階段氨氮去除速率逐步上升，由開始時(shí)的79.5 mg/h升至171.4 mg/h。第Ⅲ階段為穩(wěn)定運(yùn)行階段，氨氮去除速率穩(wěn)定在200 mg/h以上，最大達(dá)到256.3 mg/h；在該階段末，氨氮去除速率出現(xiàn)較明顯的下降，與亞硝酸鹽積累產(chǎn)生的抑制作用有關(guān)。第Ⅳ階段為硝化反應(yīng)受到影響階段，氨氮去除速率明顯下降，由第Ⅲ階段末的131.8 mg/h下降至62.56 mg/h。

綜上可知，系統(tǒng)在穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)具有較強(qiáng)的氨氮硝化能力，但易受到外界因素的影響。

2.2 噴射環(huán)流反應(yīng)系統(tǒng)硝化影響因素

生物脫氮的硝化過(guò)程先由氨氧化菌（AOB）將氨氮氧化為亞硝態(tài)氮，再由亞硝態(tài)氮氧化菌（NOB）將亞硝態(tài)氮氧化為硝態(tài)氮。AOB和NOB菌群活性和競(jìng) 爭(zhēng) 的 影 響 因 素 有pH〔10〕、溫 度〔11〕、DO〔12〕、FA〔13〕、FNA〔14-15〕等。根據(jù)張宇坤等〔16〕對(duì)硝化菌群活性影響的研究，F(xiàn)A、FNA為主要影響因素。

AOB和NOB活性分別采用比氨氧化速率、比硝態(tài)氮生成速率表示，計(jì)算公式〔13〕見式（3）和式（4）。

式中：SAOR——比氨氧化速率，g/（g·d）；

SNaPR——比硝態(tài)氮生成速率，g/（g·d）；

MLVSS——污泥質(zhì)量濃度，mg/L；

tN——硝化反應(yīng)時(shí)間，h。

2.2.1 硝化過(guò)程FA、FNA及反應(yīng)速率的變化

不同進(jìn)水階段硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、FA、FNA和反應(yīng)速率的變化見圖3。

圖3 堿度/氨氮、-N、FA、FNA和反應(yīng)速率的變化Fig. 3 The change of alkalinity/ammonia nitrogen，-N，F(xiàn)A，F(xiàn)NA and reaction rate

由圖3可知，階段Ⅰ和Ⅱ，硝態(tài)氮是主要硝化產(chǎn)物，質(zhì)量濃度基本維持在60 mg/L左右，SAOR和SNaPR均呈穩(wěn)定上升趨勢(shì)；階段Ⅱ中SAOR較SNaPR稍高，表明AOB活性稍強(qiáng)于NOB活性，亞硝態(tài)氮出現(xiàn)積累，與亞硝態(tài)氮濃度逐漸上升相吻合。

階段Ⅲ，亞硝態(tài)氮是主要硝化產(chǎn)物，其質(zhì)量濃度由71.5 mg/L升至270.19 mg/L，而硝態(tài)氮質(zhì)量濃度則由151.6 mg/L降至52.36 mg/L。此階段SAOR明顯高于SNaPR，且SAOR維持在較高水平而SNaPR呈下降趨勢(shì)，表明此階段AOB活性遠(yuǎn)強(qiáng)于NOB活性。由于亞硝態(tài)氮大量積累，F(xiàn)NA濃度明顯增大，成為抑制NOB活性的主要因素。

階段Ⅳ，硝態(tài)氮再次成為主要硝化產(chǎn)物，質(zhì)量濃度由70.05 mg/L升至182.74 mg/L，而亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度則降至50.55 mg/L。在該階段，SNaPR呈上升趨勢(shì)而SAOR則處于全周期的較低水平，表明AOB活性降低而NOB活性呈上升趨勢(shì)。AOB活性下降的主要原因?yàn)閴A度不足。從圖3可以看出，該階段堿度/氨氮均在6 g/g以下，而Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ階段堿度/氨氮大多在7 g/g以上；硝化過(guò)程中每氧化1 g氨氮需消耗7.14 g堿度（以CaCO3計(jì)）〔17〕。

2.2.2 FA對(duì)硝化過(guò)程的影響

根據(jù)A. C. ANTHONISEN等〔18〕的研究，F(xiàn)A對(duì)AOB產(chǎn)生抑制作用的質(zhì)量濃度為10～150 mg/L，F(xiàn)A對(duì)NOB產(chǎn)生抑制作用的質(zhì)量濃度為0.1～1.0 mg/L；V. M. VADIVELU等〔19〕的 研 究 表 明，當(dāng)FA達(dá) 到6 mg/L時(shí)幾乎可完全抑制NOB生長(zhǎng)。圖4為FA質(zhì)量濃度對(duì)AOB及NOB活性的影響。

圖4 不同階段FA質(zhì)量濃度對(duì)SAOR和SNaPR的影響Fig. 4 The effect of FA mass concentration on SAOR and SNaPR at different stages

對(duì)于AOB，第Ⅰ階段系統(tǒng)處于啟動(dòng)適應(yīng)狀態(tài)，菌群活性低；第Ⅱ階段系統(tǒng)處于馴化增長(zhǎng)狀態(tài)，菌群活性逐步上升；第Ⅲ階段系統(tǒng)處于穩(wěn)定運(yùn)行狀態(tài)，菌群活性達(dá)到最大；第Ⅳ階段系統(tǒng)受限于堿度不足的影響，菌群活性下降。從圖4（a）可以看出，F(xiàn)NA質(zhì)量濃度在0～0.005 mg/L、堿度/氨氮在6～7 g/g的馴化期，當(dāng)FA質(zhì)量濃度從1.12 mg/L增至6.36 mg/L時(shí)，SAOR從0.027g/（g·d）上升至0.033 mg/L；FNA質(zhì)量濃度在0.01～0.05 mg/L、堿度/氨氮＞7 g/g的穩(wěn)定期，當(dāng)FA質(zhì)量濃度從1.68 mg/L增至3.85 mg/L時(shí)，SAOR穩(wěn)定在0.06 g/（g·d）左右；FNA質(zhì)量濃度在0.01～0.05 mg/L、堿度/氨氮＜6 g/g的受限期，在FA質(zhì)量濃度從0.15 mg/L增至2.15 mg/L時(shí)，SAOR穩(wěn)定在0.025 g/（g·d）左右。在0～6.5 mg/L范圍內(nèi)，各進(jìn)水階段FA濃度對(duì)AOB活性無(wú)顯著影響，但堿度不足對(duì)AOB活性有明顯抑制作用。

對(duì)于NOB，第Ⅰ階段系統(tǒng)處于啟動(dòng)狀態(tài)，菌群活性低；第Ⅱ階段系統(tǒng)處于低底物（NO2-）濃度狀態(tài)，菌群活性高；第Ⅲ階段和第Ⅳ階段系統(tǒng)處于高底物（NO2-）濃度狀態(tài)，菌群活性受游離亞硝酸抑制而降低。從圖4（b）可以看出，在低底物濃度（FNA質(zhì)量濃度＜0.005 mg/L）和2種高底物濃度（FNA質(zhì)量濃度分別為0.01～0.02 mg/L、0.03～0.04 mg/L）狀態(tài)下，F(xiàn)A質(zhì)量濃度＜3 mg/L時(shí)，SNaPR分別穩(wěn)定在0.026、0.019、0.016 g/（g·d）；而FA質(zhì)量濃度＞3 mg/L時(shí)，SNaPR均隨FA質(zhì)量濃度增大而明顯下降，表明FA質(zhì)量濃度在＜3 mg/L時(shí)對(duì)NOB活性無(wú)明顯影響，F(xiàn)A質(zhì)量濃度在＞3 mg/L時(shí)對(duì)NOB活性產(chǎn)生較明顯抑制作用，且隨FA質(zhì)量濃度增大，抑制作用呈增大趨勢(shì)。

2.2.3 FNA對(duì)硝化過(guò)程的影響

V. M. VADIVELU等〔20〕的研究表明，F(xiàn)NA質(zhì)量濃度為0.011 mg/L時(shí)可對(duì)NOB代謝過(guò)程產(chǎn)生較明顯抑制，0.023 mg/L時(shí)幾乎可完全抑制NOB活性；而當(dāng)FNA質(zhì)量濃度達(dá)到約0.50 mg/L時(shí)，AOB仍具有較高的生物活性。圖5為FNA質(zhì)量濃度對(duì)AOB及NOB活性的影響。

圖5 不同階段FNA質(zhì)量濃度對(duì)SAOR和SNaPR的影響Fig. 5 The effect FNA mass concentration on SAOR and SNaPR at different stages

對(duì)于AOB，第Ⅰ和第Ⅱ階段均為污泥馴化培養(yǎng)期，AOB菌群處于增長(zhǎng)階段；第Ⅳ階段因堿度不足，AOB活性處于較低水平。從圖5（a）可以看出，馴化期在FNA質(zhì)量濃度＜0.01 mg/L時(shí)，SAOR從0.024 g/（g·d）上升至0.043 g/（g·d）。在穩(wěn)定期和受限期，F(xiàn)NA質(zhì)量濃度＜0.05 mg/L對(duì)AOB活性基本無(wú)明顯影響，且SAOR分別穩(wěn)定在0.06 g/（g·d）和0.025 g/（g·d）；FNA質(zhì)量濃度＞0.1 mg/L對(duì)AOB活性有一定的抑制作用，但AOB仍具有較強(qiáng)的活性。

對(duì)于NOB，第Ⅰ階段處于啟動(dòng)適應(yīng)期，菌群活性低。在Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ階段，在FA質(zhì)量濃度＜3 mg/L時(shí)，F(xiàn)NA對(duì)NOB活性的影響明顯，F(xiàn)NA質(zhì)量濃度＜0.01 mg/L對(duì)NOB活性無(wú)明顯影響，SNaPR穩(wěn)定在0.026 g/（g·d）；FNA質(zhì)量濃度達(dá)到0.01 mg/L對(duì)NOB活性抑制大幅增大，SNaPR降至0.019 g/（g·d）；FNA質(zhì)量濃度＞0.01 mg/L后，其對(duì)NOB活性的抑制作用隨FNA質(zhì)量濃度升高而逐步增加。由此可看出，F(xiàn)NA質(zhì)量濃度為0.01 mg/L是影響NOB活性的拐點(diǎn)。

綜上可知，F(xiàn)NA質(zhì)量濃度＞0.1 mg/L對(duì)AOB活性具有一定抑制作用；而FNA質(zhì)量濃度＞0.01 mg/L即對(duì)NOB活性產(chǎn)生明顯抑制作用；隨FNA濃度增大，F(xiàn)NA對(duì)兩者的抑制作用均呈增大趨勢(shì)。

2.3 噴射環(huán)流反應(yīng)器設(shè)計(jì)參數(shù)

2.3.1 氧轉(zhuǎn)移效率分析

硝化反應(yīng)〔17〕的第一步反應(yīng)〔式（5）〕通過(guò)AOB菌群實(shí)現(xiàn)，由SAOR可計(jì)算此階段耗氧量；第二步反應(yīng)〔式（6）〕通過(guò)NOB菌群實(shí)現(xiàn)，由SNaPR可計(jì)算此階段耗氧量。

通過(guò)實(shí)驗(yàn)過(guò)程中空氣泵供氣量及耗氧量計(jì)算氧轉(zhuǎn)移效率EA〔式（7）〕。各階段EA變化見圖6。

圖6 不同階段氧轉(zhuǎn)移效率變化Fig. 6 Changes of oxygen transfer efficiency at different stages

式中：EA——氧轉(zhuǎn)移效率，%；

R0——耗氧量，kg/h；

G——供氣量，m3/h；

C0——標(biāo)準(zhǔn)狀況下空氣中氧氣的質(zhì)量濃度，kg/m3，本研究C0取0.28 kg/m3。

第Ⅰ階段AOB和NOB菌群數(shù)量及活性處于較低水平，因此氧轉(zhuǎn)移效率較低；第Ⅱ階段AOB和NOB菌群大量繁殖增長(zhǎng)且活性增加，氧轉(zhuǎn)移效率顯著上升；第Ⅲ階段AOB活性達(dá)到最佳狀態(tài)，NOB受FNA抑制，活性逐漸減低，氧轉(zhuǎn)移效率達(dá)到最大后逐漸下降；第Ⅳ階段受堿度不足影響，AOB活性受到抑制，NOB活性受FNA抑制減小，活性有所上升，氧轉(zhuǎn)移效率在降低后上升。

由此可知，氧轉(zhuǎn)移效率EA與AOB、NOB菌群活性呈正相關(guān)性，當(dāng)AOB和NOB均有較強(qiáng)活性時(shí)，氧轉(zhuǎn)移效率最大達(dá)到47.31%；穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)氧轉(zhuǎn)移效率平均在45%。

2.3.2 關(guān)鍵設(shè)計(jì)參數(shù)對(duì)比及分析

通過(guò)對(duì)實(shí)驗(yàn)過(guò)程SAOR的分析可知，噴射環(huán)流反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)硝化速率平均在0.06 g/（g·d）；而傳統(tǒng)MBR硝化單元的硝化速率在0.04 g/（g·d）左右，氧轉(zhuǎn)移效率在20%左右〔21〕。在反應(yīng)器構(gòu)型設(shè)計(jì)中，噴射環(huán)流反應(yīng)器的兩相噴嘴對(duì)空氣進(jìn)行初級(jí)和二次分散作用，使氣泡更細(xì)、接觸面積更大；同時(shí)曝氣不受水頭壓力限制，可設(shè)計(jì)更大的有效水深。以100 m3/d處理規(guī)模設(shè)計(jì)噴射環(huán)流反應(yīng)器和MBR硝化單元，兩者關(guān)鍵設(shè)計(jì)參數(shù)對(duì)比見表2。

表2 噴射環(huán)流反應(yīng)器和MBR硝化單元設(shè)計(jì)參數(shù)對(duì)比Table 2 Comparison of design parameters between jet loop reactor and MBR nitrification unit

在同等處理規(guī)模和條件下，噴射環(huán)流反應(yīng)器相較于傳統(tǒng)MBR硝化單元氧轉(zhuǎn)移效率提升125%，硝化速率提升50%，水力停留時(shí)間縮短33.2%，占地面積減少55.4%，能耗減少23.6%。噴射環(huán)流反應(yīng)器具有氧轉(zhuǎn)移效率和硝化效率高、水力停留時(shí)間短、占地面積小、能耗低的優(yōu)點(diǎn)。

3 結(jié)論

（1）采用噴射環(huán)流反應(yīng)器對(duì)垃圾滲濾液進(jìn)行高效硝化處理是可行的。但由于滲濾液氨氮高的特性，NOB菌更易受抑制并在運(yùn)行過(guò)程中產(chǎn)生亞硝態(tài)氮積累，導(dǎo)致以短程硝化為主的運(yùn)行狀態(tài)。

（2）FA及FNA對(duì)NOB活性具有較強(qiáng)的抑制作用，是運(yùn)行過(guò)程中產(chǎn)生短程硝化的主要原因。AOB菌群在FA質(zhì)量濃度＜6.5 mg/L、FNA質(zhì)量濃度＜0.1 mg/L時(shí)活性不受影響；在FNA質(zhì)量濃度＞0.1 mg/L時(shí)，雖受一定抑制但其活性仍較大。NOB菌群在FA質(zhì)量濃度＜3 mg/L且FNA質(zhì)量濃度＜0.01 mg/L時(shí)活性基本不受影響；在FA質(zhì)量濃度＞3 mg/L或FNA質(zhì)量濃度＞0.01 mg/L時(shí)其活性受到抑制；隨FA、FNA濃度升高，NOB菌群受到的抑制作用增大，F(xiàn)NA質(zhì)量濃度在0.01 mg/L時(shí)抑制作用大幅增大，0.01 mg/L為NOB活性抑制的拐點(diǎn)濃度。

（3）堿度對(duì)AOB菌群活性有較大影響，而對(duì)NOB菌群活性基本無(wú)影響。保持硝化過(guò)程穩(wěn)定進(jìn)行的進(jìn)水堿度/氨氮需在7 g/g以上。

（4）噴射環(huán)流反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)，平均氧轉(zhuǎn)移效率為45%，平均硝化速率為0.06 g/（g·d）。相較于傳統(tǒng)MBR硝化單元，噴射環(huán)流反應(yīng)器具有氧轉(zhuǎn)移效率和硝化效率高、水力停留時(shí)間短、占地面積小、能耗低的優(yōu)點(diǎn)。