噴射環流反應器處理垃圾滲濾液的硝化特性研究

張雄軍，張保山

（長沙中聯重科環境產業有限公司，湖南長沙 410221）

垃圾滲濾液是一種有機物、氨氮和無機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增加而增大〔4〕，若直接排入水體將對環境造成嚴重危害。當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〔5〕、生化接觸氧化工藝〔6〕、SBR工藝〔7〕等。由于反滲透膜對分子態的游離氨基本無攔截作用，膜技術極易導致出水氮超標；而生化脫氮技術因滲濾液可利用碳源少，反硝化過程困難。

氨氮通過硝化過程轉換為硝態氮后由膜系統攔截，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，高效硝化過程是該工藝路線的重點。噴射環流生物反應器結合了噴射與環流技術的特點，具有傳質效率高、氧利用率高的優點〔8〕，可實現高效硝化過程。本研究分析了噴射環流反應系統的硝化性能及影響因素、反應器設計參數，以期為滲濾液高效硝化技術的應用提供參考。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

噴射環流反應器由有機玻璃制成，反應水深1.2 m，導流筒高1.0 m，內外筒直徑比為0.4，高徑比為6，有效容積為34 L。采用獨特設計的兩相噴嘴，噴頭收縮角為17°，噴射水流速度大于7 m/s。實驗裝置見圖1。

圖1 實驗裝置Fig. 1 Experimental unit

在進水量達到反應液位后，停止進水泵，啟動回流泵和空氣泵，混合液經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。混合液沿著導流筒反應區向下流動，到達底部后折回上流過外環反應區。到達反應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流筒（內循環），一部分被回流泵吸入回流管道（外循環）。根據溫沁雪等〔8〕的研究，氣泡和生物絮體在剪切區被初級和二次分散為超細氣泡和細菌薄膜，氣、液相和細菌之間有更大的接觸面積，從而可提高氧的利用效率。

1.2 實驗方法

通過時序控制器對進水泵、回流泵、空氣泵以及排水電磁閥進行自動控制，實現進水（1 h）、反應（8 h）、沉淀（2 h）、排水（1 h） 4階段的連續運行，每周期共12 h，進水7 L，排水比1/5。

實驗所用垃圾滲濾液取自醴陵市垃圾填埋場，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。滲濾液經不同稀釋倍數配制后作為各階段進水。接種污泥取自醴陵市垃圾填埋場生化處理項目好氧池，污泥質量濃度為3 g/L左右，具有較好的生物脫氮性能。

整個實驗過程共35 d，前1～2 d進行悶曝，3～35 d根據進水氨氮濃度分為4個階段，運行參數見表1。

表1 系統運行參數Table 1 System operating parameters

1.3 分析方法

NH4+-N、NO3--N、NO2--N、MLSS及MLVSS均采用國標方法檢測。pH、溶解氧（DO）和溫度采用Multi 3420-WTW便攜式多參數水質測定儀測定。

1.4 計算方法

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的關系，見式（1）和式（2）。

式中：CFA——游離氨質量濃度，mg/L；

CFNA——游離亞硝酸質量濃度，mg/L；

CNH4+-N——氨氮質量濃度，mg/L；

CNO2--N——亞硝態氮質量濃度，mg/L；

pH——水體pH；

T——水體溫度，℃。

2 結果與討論

2.1 噴射環流反應系統的硝化性能

不同進水階段噴射環流反應系統的硝化性能見圖2。

圖2 不同階段噴射環流反應系統硝化特性Fig. 2 Nitrication characteristics of jet loop reactor system at different stages

運行過程中，每天對系統pH進行一次監測，pH在6.5～7.5之間波動（圖2）。從圖2的氨氮去除速率看，第Ⅰ階段為啟動階段，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階段為馴化培養階段，此階段氨氮去除速率逐步上升，由開始時的79.5 mg/h升至171.4 mg/h。第Ⅲ階段為穩定運行階段，氨氮去除速率穩定在200 mg/h以上，最大達到256.3 mg/h；在該階段末，氨氮去除速率出現較明顯的下降，與亞硝酸鹽積累產生的抑制作用有關。第Ⅳ階段為硝化反應受到影響階段，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，系統在穩定運行時具有較強的氨氮硝化能力，但易受到外界因素的影響。

2.2 噴射環流反應系統硝化影響因素

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

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

式中：SAOR——比氨氧化速率，g/（g·d）；

SNaPR——比硝態氮生成速率，g/（g·d）；

MLVSS——污泥質量濃度，mg/L；

tN——硝化反應時間，h。

2.2.1 硝化過程FA、FNA及反應速率的變化

不同進水階段硝態氮、亞硝態氮、FA、FNA和反應速率的變化見圖3。

圖3 堿度/氨氮、-N、FA、FNA和反應速率的變化Fig. 3 The change of alkalinity/ammonia nitrogen，-N，FA，FNA and reaction rate

由圖3可知，階段Ⅰ和Ⅱ，硝態氮是主要硝化產物，質量濃度基本維持在60 mg/L左右，SAOR和SNaPR均呈穩定上升趨勢；階段Ⅱ中SAOR較SNaPR稍高，表明AOB活性稍強于NOB活性，亞硝態氮出現積累，與亞硝態氮濃度逐漸上升相吻合。

階段Ⅲ，亞硝態氮是主要硝化產物，其質量濃度由71.5 mg/L升至270.19 mg/L，而硝態氮質量濃度則由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，表明此階段AOB活性遠強于NOB活性。由于亞硝態氮大量積累，FNA濃度明顯增大，成為抑制NOB活性的主要因素。

階段Ⅳ，硝態氮再次成為主要硝化產物，質量濃度由70.05 mg/L升至182.74 mg/L，而亞硝態氮質量濃度則降至50.55 mg/L。在該階段，SNaPR呈上升趨勢而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。AOB活性下降的主要原因為堿度不足。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；硝化過程中每氧化1 g氨氮需消耗7.14 g堿度（以CaCO3計）〔17〕。

2.2.2 FA對硝化過程的影響

根據A. C. ANTHONISEN等〔18〕的研究，FA對AOB產生抑制作用的質量濃度為10～150 mg/L，FA對NOB產生抑制作用的質量濃度為0.1～1.0 mg/L；V. M. VADIVELU等〔19〕的 研 究 表 明，當FA達 到6 mg/L時幾乎可完全抑制NOB生長。圖4為FA質量濃度對AOB及NOB活性的影響。

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

對于AOB，第Ⅰ階段系統處于啟動適應狀態，菌群活性低；第Ⅱ階段系統處于馴化增長狀態，菌群活性逐步上升；第Ⅲ階段系統處于穩定運行狀態，菌群活性達到最大；第Ⅳ階段系統受限于堿度不足的影響，菌群活性下降。從圖4（a）可以看出，FNA質量濃度在0～0.005 mg/L、堿度/氨氮在6～7 g/g的馴化期，當FA質量濃度從1.12 mg/L增至6.36 mg/L時，SAOR從0.027g/（g·d）上升至0.033 mg/L；FNA質量濃度在0.01～0.05 mg/L、堿度/氨氮＞7 g/g的穩定期，當FA質量濃度從1.68 mg/L增至3.85 mg/L時，SAOR穩定在0.06 g/（g·d）左右；FNA質量濃度在0.01～0.05 mg/L、堿度/氨氮＜6 g/g的受限期，在FA質量濃度從0.15 mg/L增至2.15 mg/L時，SAOR穩定在0.025 g/（g·d）左右。在0～6.5 mg/L范圍內，各進水階段FA濃度對AOB活性無顯著影響，但堿度不足對AOB活性有明顯抑制作用。

對于NOB，第Ⅰ階段系統處于啟動狀態，菌群活性低；第Ⅱ階段系統處于低底物（NO2-）濃度狀態，菌群活性高；第Ⅲ階段和第Ⅳ階段系統處于高底物（NO2-）濃度狀態，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質量濃度＜0.005 mg/L）和2種高底物濃度（FNA質量濃度分別為0.01～0.02 mg/L、0.03～0.04 mg/L）狀態下，FA質量濃度＜3 mg/L時，SNaPR分別穩定在0.026、0.019、0.016 g/（g·d）；而FA質量濃度＞3 mg/L時，SNaPR均隨FA質量濃度增大而明顯下降，表明FA質量濃度在＜3 mg/L時對NOB活性無明顯影響，FA質量濃度在＞3 mg/L時對NOB活性產生較明顯抑制作用，且隨FA質量濃度增大，抑制作用呈增大趨勢。

2.2.3 FNA對硝化過程的影響

V. M. VADIVELU等〔20〕的研究表明，FNA質量濃度為0.011 mg/L時可對NOB代謝過程產生較明顯抑制，0.023 mg/L時幾乎可完全抑制NOB活性；而當FNA質量濃度達到約0.50 mg/L時，AOB仍具有較高的生物活性。圖5為FNA質量濃度對AOB及NOB活性的影響。

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

對于AOB，第Ⅰ和第Ⅱ階段均為污泥馴化培養期，AOB菌群處于增長階段；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質量濃度＜0.01 mg/L時，SAOR從0.024 g/（g·d）上升至0.043 g/（g·d）。在穩定期和受限期，FNA質量濃度＜0.05 mg/L對AOB活性基本無明顯影響，且SAOR分別穩定在0.06 g/（g·d）和0.025 g/（g·d）；FNA質量濃度＞0.1 mg/L對AOB活性有一定的抑制作用，但AOB仍具有較強的活性。

對于NOB，第Ⅰ階段處于啟動適應期，菌群活性低。在Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ階段，在FA質量濃度＜3 mg/L時，FNA對NOB活性的影響明顯，FNA質量濃度＜0.01 mg/L對NOB活性無明顯影響，SNaPR穩定在0.026 g/（g·d）；FNA質量濃度達到0.01 mg/L對NOB活性抑制大幅增大，SNaPR降至0.019 g/（g·d）；FNA質量濃度＞0.01 mg/L后，其對NOB活性的抑制作用隨FNA質量濃度升高而逐步增加。由此可看出，FNA質量濃度為0.01 mg/L是影響NOB活性的拐點。

綜上可知，FNA質量濃度＞0.1 mg/L對AOB活性具有一定抑制作用；而FNA質量濃度＞0.01 mg/L即對NOB活性產生明顯抑制作用；隨FNA濃度增大，FNA對兩者的抑制作用均呈增大趨勢。

2.3 噴射環流反應器設計參數

2.3.1 氧轉移效率分析

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

通過實驗過程中空氣泵供氣量及耗氧量計算氧轉移效率EA〔式（7）〕。各階段EA變化見圖6。

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

式中：EA——氧轉移效率，%；

R0——耗氧量，kg/h；

G——供氣量，m3/h；

C0——標準狀況下空氣中氧氣的質量濃度，kg/m3，本研究C0取0.28 kg/m3。

第Ⅰ階段AOB和NOB菌群數量及活性處于較低水平，因此氧轉移效率較低；第Ⅱ階段AOB和NOB菌群大量繁殖增長且活性增加，氧轉移效率顯著上升；第Ⅲ階段AOB活性達到最佳狀態，NOB受FNA抑制，活性逐漸減低，氧轉移效率達到最大后逐漸下降；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，氧轉移效率在降低后上升。

由此可知，氧轉移效率EA與AOB、NOB菌群活性呈正相關性，當AOB和NOB均有較強活性時，氧轉移效率最大達到47.31%；穩定運行時氧轉移效率平均在45%。

2.3.2 關鍵設計參數對比及分析

通過對實驗過程SAOR的分析可知，噴射環流反應器穩定運行時硝化速率平均在0.06 g/（g·d）；而傳統MBR硝化單元的硝化速率在0.04 g/（g·d）左右，氧轉移效率在20%左右〔21〕。在反應器構型設計中，噴射環流反應器的兩相噴嘴對空氣進行初級和二次分散作用，使氣泡更細、接觸面積更大；同時曝氣不受水頭壓力限制，可設計更大的有效水深。以100 m3/d處理規模設計噴射環流反應器和MBR硝化單元，兩者關鍵設計參數對比見表2。

表2 噴射環流反應器和MBR硝化單元設計參數對比Table 2 Comparison of design parameters between jet loop reactor and MBR nitrification unit

在同等處理規模和條件下，噴射環流反應器相較于傳統MBR硝化單元氧轉移效率提升125%，硝化速率提升50%，水力停留時間縮短33.2%，占地面積減少55.4%，能耗減少23.6%。噴射環流反應器具有氧轉移效率和硝化效率高、水力停留時間短、占地面積小、能耗低的優點。

3 結論

（1）采用噴射環流反應器對垃圾滲濾液進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行過程中產生亞硝態氮積累，導致以短程硝化為主的運行狀態。

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

（3）堿度對AOB菌群活性有較大影響，而對NOB菌群活性基本無影響。保持硝化過程穩定進行的進水堿度/氨氮需在7 g/g以上。

（4）噴射環流反應器穩定運行時，平均氧轉移效率為45%，平均硝化速率為0.06 g/（g·d）。相較于傳統MBR硝化單元，噴射環流反應器具有氧轉移效率和硝化效率高、水力停留時間短、占地面積小、能耗低的優點。