生物反应器填埋场是一种新型的垃圾卫生填埋技术，具有加速垃圾稳定化，减少渗滤液排放量，增加甲烷气体产率等优势^{[1, 2, 3]}. 但是，传统厌氧生物反应器填埋场渗滤液回灌过程出现高浓度有机酸及氨氮积累的问题，因此，脱氮型生物反应器填埋技术成为各国学者的热点^{[4, 5, 6]}. 其中，异位硝化-原位反硝化技术是一种常用的渗滤液脱氮技术，即渗滤液中氨氮经场外好氧硝化处理后，硝化渗滤液回灌至垃圾填埋层中，以富含有机质的填埋层作为反硝化介质实现反硝化脱氮^[7,8]. 作为硝化作用的副产物反硝化过程的中间产物——N₂ O是一种重要的温室气体，其增温潜势是CO₂的296~310倍，在大气中的停留时间长达120 a，且能与平流层的氧原子发生光化学反应破坏臭氧层^[9]. 目前已有研究表明垃圾填埋场是一个重要的N₂ O产生源^[10,11]，填埋场N₂ O释放约占温室气体排放总量的3%^[12]. 我国对填埋场N₂ O的研究主要集中在填埋场覆土以及渗滤液回灌方面，何品晶等^[13]研究表明渗滤液灌溉可促进表层土壤N₂ O的释放，黏土土质的N₂ O释放通量是砂土的近2倍； 邵立明等^[14]研究表明渗滤液灌溉可促进N₂ O的生成和释放，且表层灌溉比深层灌溉N₂ O生成量高； 张厚虎等^[15]研究了卫生和生物反应器填埋场夏季N₂ O的产生情况，发现采用表层覆土的卫生填埋场N₂ O释放通量是生物反应器填埋场的3倍多； 韩志勇等^[16]通过室内模拟研究了厌氧-准好氧生物反应器填埋场的产气规律，表明N₂ O产生受季节和填埋方式的影响. N₂ O是微生物反硝化脱氮过程的中间产物，且回灌渗滤液中高浓度无机氮以及有机物可促进N₂ O的产生. Tallec等^[17]和Vignerona等^[18]研究证明向渗滤液中添加NO^-₃-N，可明显增加填埋气中N₂ O的比例； Chen等^[19]的研究表明，老龄垃圾填埋场添加硝酸盐氮后，反硝化作用很微弱，且认为C/N比是造成N₂ O大量产生的主要因素. 但以上研究均为一次性加入硝酸盐，N₂ O浓度的变化主要是受硝酸盐的影响，因此其变化规律对连续运行的异位脱氮生物反应器填埋场反硝化过程中N₂ O的产生规律不具有指导意义. 垃圾稳定化过程中N₂ O产生的影响因素较多，硝酸盐浓度、 垃圾降解引起pH、 碳源等的变化都会影响N₂ O的产生^[20].

本研究通过建立3个厌氧生物反应器填埋装置，分别连续回灌含有50、 100、 300 mg ·L^-1 NO^-₃-N的渗滤液，分析生物反应器填埋场垃圾稳定化过程中微生物反硝化产生N₂ O的变化规律，并初步探讨影响N₂ O产生的主要因素，以期为填埋场N₂ O气体减排提供理论指导和技术支持.

实验用新鲜垃圾取自青岛理工大学家属院及附近居民小区的生活垃圾，分拣破碎至粒径为2~4 cm左右后，按青岛市生活垃圾组成比例(表 1)进行配比并混合均匀后装柱. 矿化垃圾取自青岛地铁北站,填埋龄长达8 a，样品风干48 h，人工分拣出大的玻璃瓶、 塑料袋、 橡胶、 石块等大颗粒物质，过2 mm筛后备用. 装填垃圾的基本理化性质见表 2.

表 1(Table 1)

表 1 青岛市垃圾组成比例 (湿重)/% Table 1 Composition of MSW in Qingdao city(wet weight)/% 成分 厨余 砖瓦 渣土 纸 塑料 织物 金属 玻璃 有害物 比例 69.37 0.28 5.90 7.31 11.08 2.76 0.30 2.94 0.07

表 1 青岛市垃圾组成比例(湿重)/% Table 1 Composition of MSW in Qingdao city(wet weight)/%

表 2(Table 2)

表 2 装填垃圾的物化特性 Table 2 Physical and chemical characteristics of fresh and aged refuse 样品 含水率 /% 有机质 /% TN (以干重计)/% TP (以P2O5干重计)/% 装填密度 /kg·m-3 装填量 /kg 新鲜垃圾 63.70 53.98 2.27 7.05 834.5 20.9 矿化垃圾 10.00 8.98 1.86 2.39 1 093.5 87.5

表 2 装填垃圾的物化特性 Table 2 Physical and chemical characteristics of fresh and aged refuse

实验共采用4个有机玻璃柱，其中编号为1号、 2号和3号的柱子装填新鲜垃圾，模拟厌氧生物反应器填埋场，3个柱子分别回灌含有NO^-₃-N浓度为50、 100和300 mg ·L^-1的渗滤液. 另一个柱子装填矿化垃圾，模拟间歇曝气准好氧反应器，编号为4号柱. 实验装置如图 1所示. 1、 2、 3号柱反应器高度为1 000 mm，内径200 mm，壁厚5 mm，而4号柱规格则分别为1 500、 280、 5 mm. 每个柱体底部均设有50 mm的自由空间贮存渗滤液，其上设置布水器，布水器上铺设50 mm的砾石层，然后装填垃圾，新鲜垃圾装填高度为800 mm，4号柱矿化垃圾装填高度为1 300 mm，垃圾上层铺设50 mm厚的细沙均匀布水，其上预留50 mm空间作气室. 每个实验装置上部和底部均设有气体收集口和渗滤液排放口.

图 1

Fig. 1

图 1 实验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of experimental apparatus

实验操作流程如图 2所示. 实验采用周期进水的方式，周期为2 d，采用蠕动泵进行回灌，回灌量为1.5 L，回灌速率为0.05 L ·min^-1,回灌时间为30 min. 渗滤液回灌后填埋柱密封23.5 h，排空柱底渗滤液并采样100 mL以供渗滤液基本性质的测定，之后闲置填埋柱24 h后进行下一次渗滤液回灌. 收集的新鲜垃圾柱渗滤液通过矿化垃圾4号柱处理后，根据测定的硝酸盐含量用预先配置好的KNO₃溶液调节回灌的NO^-₃-N浓度分别为50、 100和300 mg ·L^-1. 为提高矿化垃圾4号柱的处理效率，在4号柱闲置时，采用微型鼓风机进行间歇曝气，曝气时间为2 h，曝气量为400 L. 在实验后期渗滤液回灌量不足1.5 L时，补充取自青岛市小涧西垃圾填埋场的渗滤液. 为加速垃圾的降解，实验在温度为25~30℃的室内进行.

图 2

Fig. 2

图 2 实验操作流程 Fig. 2 Experimental operation process during a single cycle

实验每2 d采集渗滤液和气体样品，渗滤液性质分析指标和方法具体见表 3. 渗滤液回灌后密闭23.5 h，厌氧阶段产生的气体经干燥后采集于气体采样袋内，气体体积用湿式气体流量计测定. N₂ O使用Shimaduz GC2010Plus气相色谱仪分析，色谱柱为Porapak Q (30 m×0.53 mm×20 μm)，监测器为电子捕获监测器ECD，载气为99.99%的高纯氮气. 操作参数为: 定量六通阀进样，进样量1 mL，柱流量1.0 mL ·min^-1，分流比为20，柱温60℃，SPL进样口温度150℃，ECD检测器温度340℃.

表 3(Table 3)

表 3 渗滤液监测指标及方法 Table 3 Monitoring indexes and methods 监测指标 COD pH 氨氮(NH+4-N) NO-3-N NO-2-N 检测方法 重铬酸钾法 玻璃电极法 纳氏试剂分光光法 离子色谱法 可见分光光度法 国家标准 CJ/T 3018.12-1993 GB/T 6920-1986 HJ 535-2009 GB/T 5750.5-2006 GB 7493-87

表 3 渗滤液监测指标及方法 Table 3 Monitoring indexes and methods

各生物反应器内N₂ O气体产生变化规律及累计产生量如图 3和4所示. 由图 3可以看出，3个模拟反应柱N₂ O产生变化趋势基本一致，各反应器在初次回灌后，均出现N₂ O产生量较高的现象； 之后，在较长一段时间内，N₂ O产生量维持在较低的水平； 随着垃圾的不断降解，后期，N₂ O的产生量开始逐渐升高. 由于3个柱子分别添加不同浓度的硝酸盐，其N₂ O产生量呈现差异性，各反应柱在第一次回灌后N₂ O产生量较大，密闭24 h后的N₂ O产生量分别为2 592.9、 4 945.9和12 865.9 μg. 随着渗滤液的连续回灌，各模拟反应柱在一段时间内，N₂ O产生维持在一个较低的相对稳定状态，1号柱在7~156 d，N₂ O产生量在ND~619.7μg之间波动，其平均产生量为123.9 μg； 2号柱在4~156 d，N₂ O产生量在ND~814.0 μg之间波动，其平均量为144.2 μg； 而3号柱相对稳定期较短，稳定时间在7~117 d，N₂ O产生量在ND~1 230 μg之间波动，平均产生量为324.1 μg. 实验后期，N₂ O产生量呈现显著升高的趋势，1号、 2号、 3号柱最高产生量分别为3 356.5、 3 289.4和4 799.2 μg. 在垃圾降解整个过程中，3个反应柱N₂ O累计产生量分别是36 481、 44 241、 86 264 μg，表明N₂ O产生总量与回灌硝酸盐量呈正相关.

图 3

Fig. 3

图 3 N2 O产生量随时间变化趋势 Fig. 3 Production of N2 O as a function of time

图 4

Fig. 4

图 4 N2 O累计产生量随时间变化趋势 Fig. 4 Cumulative production of N2 O as a function of time

1、2和3号柱连续添加NO^-₃-N后，主要发生反硝化反应，各垃圾柱出水NO^-₃-N、 NO^-₂-N的变化趋势如图 5、 6所示.

图 5

Fig. 5

图 5 NO-3-N随时间变化趋势 Fig. 5 NO-3-N concentration of leachate as a function of time

图 6

Fig. 6

图 6 NO-2-N随时间变化趋势 Fig. 6 NO-2-N concentration of leachate as a function of time

由图 5可以看出，各反应柱在初期(1~33 d)，渗滤液出水中多次检测出含有NO^-₃-N,之后各柱分别在35~110 d、 35~110 d和35~88 d内出水NO^-₃-N未检出. 初期渗滤液出水含有NO^-₃-N,可能原因是: ①实验初期反硝化微生物并未大量增殖，反硝化能力有限； ②垃圾装填过程中混杂有大量氧气，微生物硝化反应生成了部分硝酸盐，而反硝化又因溶解氧的限制而受到抑制，因此导致前期有硝酸盐的溶出. 之后各反应柱在很长一段时间内出水NO^-₃-N未检出，可能是由于溶解氧耗尽，厌氧环境形成，加之反硝化微生物大量增殖，反硝化能力旺盛对回灌的硝酸盐氮有充足的反硝化负荷，因此各模拟反应柱有一段时间出水硝酸盐氮未检出. 在实验后期由于反硝化碳源不足反硝化不充分导致出水含有硝酸盐. 回灌高浓度NO^-₃-N的3号柱渗滤液出水出现硝酸盐时间早于1、 2号柱，主要原因为3号柱生物反应器在垃圾降解过程中，首先会出现碳源不足的情况，反硝化碳源不足导致反硝化负荷降低，因而3号柱出水较早出现NO^-₃-N. 在123~150 d，3号柱出水硝酸盐未检出，原因可能为在高浓度硝酸盐回灌条件下，3号柱反硝化微生物大量增殖，增加了反硝化负荷导致的.

NO^-₂-N是反硝化反应的中间产物，由图 6可以看出各模拟反应柱出水NO^-₂-N变化趋势基本相同. 在0~70 d内出水较稳定，在ND~2.5 mg ·L^-1之间波动. 在71~81 d出水亚硝酸盐有个明显的积累过程，但此时反硝化较彻底，出水基本不含硝酸盐，这是因为经场外矿化垃圾4号柱处理回灌的渗滤液由于硝化不彻底产生了大量的亚硝酸盐，在回灌回新鲜垃圾反应器后，硝酸盐还原酶比亚硝酸盐还原酶更容易得到电子供体，因此NO^-₃-N优先被还原，NO^-₂-N还原滞后，在渗滤液流经垃圾体后随渗滤液流出^[21]. 随着矿化垃圾出水稳定，亚硝酸盐降到正常水平后，各新鲜垃圾反应器出水NO^-₂-N又降低到较低的水平. 实验后期(150 d后)由于新鲜垃圾降解基本趋于稳定，新鲜垃圾反应器产生的含氨氮渗滤液在经过4号柱矿化垃圾反应器处理过程中，由于碳源的不足导致反硝化受抑制，造成NO^-₂-N的积累，同时含有NO^-₂-N的渗滤液在回灌回新鲜垃圾反应器后，在新鲜垃圾反应器垃圾自身降解碳源不足的情况下，NO^-₃-N优先被还原，同时受碳源的抑制也会产生部分NO^-₂-N，NO^-₂-N渗滤液在回灌不同反应器后由于得不到降解，从而造成了不同程度的积累.

COD及C/N比与N₂ O变化关系见图 7~10.

图 7

Fig. 7

图 7 1号柱COD与N2 O变化关系 Fig. 7 NO.1 COD concentration andN2 O production as a function of time

图 8

Fig. 8

图 8 2号柱COD与N2 O变化关系 Fig. 8 NO.2 COD concentration andN2 O production as a function of time

图 9

Fig. 9

图 9 3号柱COD与N2 O随时间变化趋势 Fig. 9 NO.3 COD concentration and N2O production as a function of time

图 10

Fig. 10

图 10 C/N比随时间变化趋势 Fig. 10 C/N of the leachate as a function of time

由图 7~10可以看出在垃圾降解前、 中时期，此时渗滤液出水COD较高，C/N比大于10，N₂ O产生量较低； 在实验后期各反应器进水COD/NO^-₃-N＜2，出水渗滤液COD/TN＜10，此时N₂ O产生量增大. 由此可以看出反硝化碳源是影响N₂ O产生的关键因素. 在前期，垃圾降解产生的有机物充足，回灌硝酸盐在反硝化碳源充足的情况下，完全反应，中间产物N₂ O产生量小； 在垃圾降解后期，垃圾自身有机物降解已基本完全，加之回灌渗滤液经矿化垃圾处理后可生化组分较低，反硝化碳源严重不足导致了N₂ O的大量产生. 碳源不足导致N₂ O产生量增大的原因可能是在碳源不足情况下，电子供体匮乏，而N₂ O还原酶竞争电子的能力最弱，因此反硝化产生的N₂ O进一步还原受到抑制，从而不断积累释放； 同时反硝化碳源不足也是亚硝酸盐积累的主要原因，反硝化碳源不足，反硝化不彻底，导致亚硝酸盐积累，而高浓度亚硝酸盐对氧化亚氮还原酶有毒害作用，抑制N₂ O还原酶的活性.

N₂ O作为反硝化的中间产物，其产生量必然和底物NO^-₃-N浓度相关，通过图 2可以看出，回灌50、 100、 300 mg ·L^-1的NO^-₃-N在整个实验期间内的累积N₂ O产生量为36 481、 44 241、 86 264 μg，表明N₂ O产生量与底物浓度NO^-₃-N呈显著正相关. 为更好地表观N₂ O产生与反硝化所消耗硝酸盐量的关系，引入N₂ O产率的公式:  f=28·V·c·P·R^-1·T^-1·M^-1 (1) 式中，f为N₂ O产率(以N计)，单位为μg ·mg^-1； V为一个周期内的气体体积(L)； c为气体N₂ O浓度(体积分数)； P为大气压力(atm)； T为温度(K)； M为消耗硝酸盐氮量，单位为mg； R为理想气体常数[0.082 L ·atm ·(K ·mol)^-1]； 28为N₂ O含氮分子量(g ·mol^-1).

通过计算得出不同生物反应器在每一个回灌周期内的N₂ O单位产生率变化趋势如图 11所示.

图 11

Fig. 11

图 11 N2 O单位产生率变化趋势 Fig. 11 Unit production rate of N2 O as a function of time

由图 11可以看出，各反应器初次回灌每消耗单位质量(mg)NO^-₃-N产生的N₂ O量(以N计)较大，分别为33.0、 34.0和27.8 μg ·mg^-1； 在反硝化率维持在100%高水平的条件下(图 4，其中1号柱为30~110 d，2号柱为30~110 d，3号柱为30~90 d)，各模拟反应柱单位N₂ O产生量维持在较低水平，其平均产生率分别为1.06、 0.52、 0.96 μg ·mg^-1； 当系统反硝化率下降时，单位N₂ O产生速率明显升高，此时的平均产率分别为16.8、 10.97、 4.95 μg ·mg^-1，分别是反硝化充分时期的15.8、 21.1和5.2倍. 在整个实验过程中，平均单位N₂ O产生量分别为8.84、 5.68、 2.34 μg ·mg^-1. 从单位N₂ O产生量可以看出，反应器无论是在反硝化完全时期还是不完全时期，其与回灌硝酸盐氮量呈显著负相关.

通过数理统计分析，将硝酸盐在密闭24 h内完全反应和未完全反应进行分类统计分析，结果见表 4. 在整个反应过程中，回灌不同浓度的NO^-₃-N的反应柱，其N₂ O转化率存在差异，N₂ O转化率与连续回灌NO^-₃-N浓度呈负相关. 此外，当回灌NO^-₃-N在24 h内完全反应时，N₂ O转化率要明显低于未完全反应时的转化率.

表 4(Table 4)

表 4 N2 O产生量及转化率 Table 4 Production and conversion ratio of N2 O 序号 分类 N2O-N产生量/mg N2O-N转化率/‰ 整个过程(n=65) 23.22 8.84 1号柱 完全反应(n=36) 5.04 1.87 不完全反应(n=29) 18.18 18.76 整个过程(n=65) 28.15 5.68 2号柱 完全反应(n=35) 3.00 0.57 不完全反应(n=30) 25.16 10.1 整个过程(n=65) 54.90 2.34 3号柱 完全反应(n=34) 7.80 0.51 不完全反应(n=31) 47.1 3.67

表 4 N2 O产生量及转化率 Table 4 Production and conversion ratio of N2 O

无论是从消耗单位NO^-₃-N的N₂ O产率，还是统计分析得出的结果都表明N₂ O产生量与连续回灌的NO^-₃-N量呈显著负相关，原因可能是长期回灌高浓度的硝酸盐，模拟反应柱垃圾堆体中反硝化微生物数量差异引起的. Price等^[22]研究结果表明，添加硝酸盐的垃圾堆体反硝化微生物数量比未添加硝酸盐的堆体高5个数量级. 长期连续回灌高浓度的硝酸盐氮的反应器反硝化菌增殖迅速，反硝化菌数量多为优势菌群，垃圾堆体降解主要以反硝化为主，反硝化进行较充分，在前期条件适宜的情况下反硝化中间产物N₂ O产生量及转化率较小. 而回灌低浓度的硝酸盐的反应器，垃圾堆体主要微生物以厌氧发酵菌为主，反硝化微生物数量少，持续回灌NO^-₃-N渗滤液，在前期条件适宜的情况下，由于反硝化微生物与其他厌氧微生物的竞争作用不明显，N₂ O产生量较低，但转化率相对较高. 而在后期反硝化不彻底，N₂ O产生量及转化率出现了较大幅度的增长，主要是由于反硝化碳源不足造成的. 在后期，垃圾渗滤液出水COD在1 000 mg ·L^-1以下，在有限的碳源条件下，不同回灌浓度的反应器内优先起作用的微生物不同，高浓度NO^-₃-N回灌的3号柱，反硝化微生物在有限碳源的竞争中处于优势地位，优先进行反硝化反应，反硝化反应进行相对彻底，因而消耗单位质量NO^-₃-N产生的N₂ O低. 而回灌低浓度的1号和2号柱恰恰相反，由于回灌浓度低，反硝化反应在整个过程中不是主要的反应. 在后期碳源不足的情况下，反硝化微生物对碳源的竞争处于不利地位，从而导致反硝化不彻底，导致N₂ O相对产生量偏高.

(1)回灌不同浓度硝酸盐，生物反应器填埋场在垃圾稳定化过程中N₂ O产生具有波动性. 在垃圾降解反硝化碳源充足的情况下，反硝化产生的N₂ O浓度较低，波动性不大. 在垃圾降解反硝化碳源不足的情况下，反硝化不彻底导致N₂ O大量产生. 在整个垃圾稳定化过程中，累积N₂ O产生量与硝酸盐浓度呈正比，但单位反硝化产生的N₂ O量及N₂ O转化率与回灌硝酸盐呈反比.

(2)在垃圾稳定化过程中，N₂ O的产生归根结底是反硝化底物硝酸盐和反硝化碳源作用的结果. 在连续回灌相同浓度硝酸盐氮的情况下，反硝化碳源是影响N₂ O产生的主要因素. 由此在实际填埋过程中对垃圾已趋于稳定化的填埋场可通过覆盖新垃圾层,补充新鲜渗滤液等措施提高C/N比以减少温室气体N₂ O产生.