垃圾填埋场渗滤液地下原位脱氮技术研究综述

生态环境 2007, 16(6): 1814-1818 Ecology and Environment E-mail: editor@

基金项目：教育部留学回国人员科研启动基金；科技部支撑重大项目（2006BAJ04A07）

作者简介：丁爱中（1969－），男，教授，博士，博士生导师，主要从事地下水污染控制与水生态与环境修复研究。Tel: +86-10-58805051; E-mail: ading@

*通讯作者：张慧（1980－），女，硕士研究生，从事地下水氮污染研究。Tel: +86-10-58802736, E-mail: huizh@ 收稿日期：2007-04-13

垃圾填埋场渗滤液地下原位脱氮技术综述

丁爱中1，张 慧1，李宗良2

1. 北京师范大学水科学研究院//教育部水沙科学重点实验室，北京 100875；

2. 中国交通建设集团水运规划设计院有限公司，北京 100007

摘要：氨氮是城市垃圾厌氧填埋过程中产生的常见的污染物。由于氨氮的持久性和生物毒性，生活垃圾填埋场渗滤液中氮的脱除已引起了人们的高度关注。文中结合国内外的研究现状的基础，论述了厌氧渗滤液回灌、强制通风好氧填埋、准好氧填埋和生物反应器填埋四种垃圾渗滤液原位脱氮处理技术的原理、技术特点、工程投资、运行成本以及处理效果等；指出了垃圾填埋场渗滤液原位脱氮技术的未来研究重点：填埋场内脱氮机理和脱氮速率的深入研究、工艺控制优化研究以及生物反应器填埋的实际应用设计研究。

关键词：垃圾渗滤液；氨氮脱除；原位处理

中图分类号：X705 文献标识码：A 文章编号：1672-2175（2007）06-1814-05

垃圾填埋已经有多年历史，在国内外被广泛应用。我国城市垃圾采用填埋方法处理的约占全部处理量的70％[1]。现代垃圾填埋场的主要目标是减少渗滤液和填埋气的渗漏，不把环境问题遗留给后代[2]

。传统厌氧填埋产生的渗滤液中有大量氨氮积累且营养不平衡生化性差，后续处理困难[3~5]。一种有发展潜力、效率高且投资少的环境修复技术―渗滤液地下原位脱氮技术，逐渐成为近年研究热点，频繁见诸文献中。本文在结合国内外研究现状的基础上，论述填埋场渗滤液地下原位脱氮的方法。

1 高氨氮渗滤液对地下水的影响

我国地下水资源保护和地下水污染治理形势不容乐观，国土资源部2002年公布的报告指出：中国约有一半城市市区的地下水污染严重地下水水质呈下降趋势，全国约有7000万人仍在饮用不符合饮用标准的地下水[6]。三氮污染物对人类的危害仅次于农药的污染，地下含水层对三氮污染物的自净能力很弱，因此地下水氮素污染的治理工作成为重点和热点。我国的垃圾处理仍有多为露天堆放和简易填埋，缺乏完善的渗滤液收集、排导和处理设施。即使是有防渗层的填埋场，如果不能对渗滤液进行有效处理，也相当于在地下埋了一个―污染源‖定时炸弹，随时有引发污染的可能。

渗滤液和地下水的管理成为垃圾填埋最主要的问题。富含氨氮以及其他污染物的垃圾渗滤液容易对地下水造成二次污染，渗滤液泄漏、危害环境和公众健康的事件常有发生[7-9]。Kejeldsen 等人表示从长远来看填埋场渗滤液的危害以氨氮为主[10]。Pivato 和Gaspari 等人做的急毒性测试风险评估中

渗滤液以重金属、氨氮和可溶有机碳的危害性为表征，其中因氨氮浓度高、持续时间长、污染地下水而备受关注。其结果表明渗滤液的毒性主要依赖于氨氮浓度，氨氮浓度降解到可以忍受的程度时渗滤液的毒性就非常低；若老龄填埋场（30~50 a ）防护层失效，其风险可只以氨氮浓度计算[11]。

渗滤液渗漏是通过穿透防渗底层垂直或水平迁移进入到地下水体中[12]。其影响范围主要取决于填埋场周边的水文地质特征，在纵向（60 m ）和横向（1200 m ）都可形成污染羽[13]。丹麦的一个填埋场渗滤液污染羽监测情况表明氨氮的阻滞主要依靠离子交换作用和厌氧氨氧化作用[14]。NH 4+可以被粘土吸附成为其晶格的一部分。早年有监测数据表明渗滤液污染羽中氨氮浓度伴随着Mn 离子浓度的增加而减少[15]，后为Slavinskaya 等人的实验证实锰离子可起到催化氨氮氧化的作用[16]。传统的简易填埋或卫生填埋场的渗滤液渗漏污染地下水的情况可持续几十年，甚至可能持续几个世纪[9]。

2 渗滤液中氨氮产生过程和特点

垃圾填埋场是一个复杂的非均质体系，一系列复杂的物理、化学、生物反应同时发生。其中的氮素转化包括氨化、同化、硝化和反硝化等作用。渗滤液的形成过程非常复杂，影响因素也很多，就其具体形成机理还不甚清楚。

生活垃圾中蛋白质等含氮物质的生物降解是垃圾渗滤液中NH 3-N 的主要来源[3,17]。蛋白质在蛋白酶作用下水解成多肽和二肽，然后由肽酶进一步水解成氨基酸，氨基酸通过降解释放出NH 4＋。释放出的一部分NH 4＋可被同化合成细胞物质，另一

丁爱中等：垃圾填埋场渗滤液地下原位脱氮技术综述 1815

部分NH 4＋在有氧存在时可经亚硝化菌和硝化菌作用氧化为NO 2－和NO 3－，NO 2－和NO 3－可以在兼氧／厌氧环境中被反硝化菌还原为N 2。填埋场内是固体垃圾－微生物－渗滤液－填埋气混合的微生态系统，包含多种无机和有机的营养物质[18]。场内的生化反应类型比传统硝化反硝化反应更多更复杂。厌氧条件下，厌氧氨氧化菌能以NO 2－作为最终电子受体，进行厌氧氨氧化作用，将NH 4＋转化为N 2[19]。可能发生的反应如下：

-+32222NO +5H +2H N +6H O → '=G ??-560 kJ/mol

--+2-32248NO +5HS +3H 4N +4H O+5SO → 'G ??=-465 kJ/mol

-++

34223NO +5NH 4N +9H O+2H → 'G ??=-297 kJ/mol

-+

3422NO +NH N +2H O → 'G ??=-358 kJ/mol

+-+24322O +NH NO +H O+H →

'G ??=-349 kJ/mol

+

+24226O +8NH 4N +12H O+8H → 'G ??=-315 kJ/mol

NH 4＋还可以被异养反硝化细菌作为最终电子受体，通过生物异化还原；通过自养反硝化细菌如反硝化硫杆菌的作用，利用含硫化合物和无机碳化合物作为能源进行反硝化被还原[20]。

2-+

4422SO +2NH S+N +4H O → 'G ??=—47.8 kJ/mol

传统厌氧填埋条件下蛋白质水解较慢，使得垃圾

填埋场中的氨氮的释放可以持续很长时间[10,17,21]

。因此，很多学者认为NH 3-N 是垃圾填埋场中重要的长期污染，在运行和封场之后仍是主要的污染源[14,22]。传统厌氧填埋的条件通常不利于氨氮的降解，通常随着填埋场年限的增加，垃圾渗滤液中的氨氮比例也相应增加。

3 原位处理技术

鉴于垃圾填埋场渗滤液中高浓度的氨氮对地下水的污染问题，渗滤液的妥善处置是垃圾填埋的首要任务。氨氮浓度高、可生化性差的渗滤液的处理成为长期困扰环境工作者的难题。渗滤液的处理可采取物理化学和生物的方式处理，如离子交换、空气吹脱、化学絮凝，反渗透、膜分离和生物处理等。物理化学方法的处理成本高，应用受到限制。相比之下，生物脱氮方法的成本较低，常被用于渗滤液脱氮处理[23]。但是由于渗滤液的低碳氮比，在生物处理中需要添加反硝化碳源，或者是在生物处理前进行物化絮凝和空气吹脱预处理[23~26]。这不仅

增加了运行成本，也提高了管理难度。不是等生化

性差、氨氮高、难处理的渗滤液已经大量产生再进行处理，而是从―源头‖解决渗滤液氨氮浓度高的问题：改进垃圾填埋方式，以减少渗滤液产量提高渗滤液水质。这是城市垃圾处理处置的新思路，为城市垃圾管理提供可行的替代方案。

原位脱氮的垃圾填埋场在功能上与传统厌氧填埋场类似，并通过改进填埋方式和结构、结合渗滤液回灌和原位通风等技术将传统填埋场改造成一个巨大的生物反应器的形式。填埋场原位处理系统，可以加速垃圾的稳定化过程、减少渗滤液的产量或者提高渗滤液的性能，节省渗滤液处理的成本也就降低了垃圾处理的总成本。填埋场渗滤液地下原位脱氮技术成了近年来渗滤液处理研究的热点。 3.1 厌氧渗滤液回灌

渗滤液回灌技术开展较早，国外在上世纪70年代就开始采用洒水和回灌的方式加速填埋垃圾的降解，国内从1995年开始进行研究[27,28]。回灌的基本操作是将在填埋场底部收集的渗滤液从场体覆盖层或覆盖层下部重新注入填埋场。回灌处理主要是利用填埋场覆盖层的土壤净化作用、垃圾填埋层的―生物滤床‖作用等进行的[29]。填埋场中微生物丰富，渗滤液的回流，增加填埋垃圾的湿度，可提高微生物的活性；同时渗滤液在场体内的停留时间增长，微生物对渗滤液中的有机物的水解和发酵作用也增强，这样填埋垃圾和渗滤液的降解速度都增加。有报导称渗滤液回灌可以将垃圾填埋场的稳定时间缩短为2~3 a ，从而使得填埋场长期的负面环境影响达到最小[30]。?an 和Onay 的研究表明在适当的pH 控制条件下，夏天渗滤液回流率21％、每周回灌四次可以得到最快的垃圾稳定化速度[31]。渗滤液回灌应根据垃圾的稳定状态、季节和气候进行调整。实际应用中高频率的渗滤液回灌会造成积水、溢流或堵塞等问题。

回灌渗滤液作为渗滤液原位土地处理方法，与物化和生物方法相比，能较好地适应渗滤液水量和水质的变化，是一种投资小、运行费用低、且能加速垃圾稳定、增加甲烷产出和能源回收的方法。但也面临挑战：厌氧条件下回灌渗滤液主要作用是脱碳，随着填埋垃圾的降解，回灌后产生渗滤液具有―老龄‖渗滤液的特征，不宜于生物处理，需辅助的要异位处理设施。传统厌氧填埋场中回灌渗滤液，硝化反应很难在场体内部进行，无法通过硝化－反硝化反应脱除氨氮，氨氮积累较严重[3,32]。 3.2 强制通风好氧填埋

强制通风好氧填埋是利用鼓风机直接向垃圾填埋场场体内鼓风供氧来实现的。通风好氧填埋与传统厌氧填埋相比具有下列特点：1）可以加速好氧降解，有效降解垃圾中可生物降解的有机质，缩

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短填埋垃圾稳定时间[33,34]；2）填埋场通风可以干燥填埋场，减少渗滤液的产出量和渗滤液中COD、NH3-N和TKN的浓度，降低渗滤液渗透污染的可能性[9,34~36]；3）填埋垃圾沉降加快，提高了填埋场处理能力，延长填埋场使用寿命；4）在实际运用中，采用原位通风技术可明显减少填埋场恶臭、改善填埋场周边环境[37]。

现在填埋场通风供氧技术已经成熟，气体传质和供氧速率较高，要求的设备简单、安装方便[38]。但是各填埋场的填埋场址条件和技术需求（如需氧量、填埋高度、气体分配装置的数量和分布、基层结构等）都不尽相同，通常很难准确计算通风好氧填埋的预期成本。Heyer等人估计强制通风处理每单位立方米填埋体积的成本在0.5～3欧元不等[39]。由于通风供氧加速降解速率，缩短填埋场稳定时间，这就减少了监测和维护所需成本。因此，采用通风好氧填埋需要综合权衡效益，选取适宜的供氧速率和强度。通风好氧填埋节约成本的潜力需要从中长期的角度考虑，垃圾稳定封场后的总投资能减少约10%~25%[39]。通风条件下，填埋场内硝化反硝化作用可同时进行，氨氮浓度明显降低[21]。通风对填埋垃圾的降解过程、碳氮元素的迁移转换以及微生物种群的长期影响还不是很清楚，需要进一步研究[36,40]。

3.3 准好氧填埋

准好氧填埋方法早在20世纪70年代由日本最先研发，该工艺在1979年被日本健康福利部颁布的废物最终处置导则采用[41]。准好氧填埋的思想是不用动力供氧，利用渗滤液收集管道的不满流设计，使空气自然通入，在垃圾堆体发酵产生温差的推动下，使填埋层处于需氧状态，可以保证在填埋场内部特别是在渗滤液集排水管和排气管周围存在一定的好氧区域，抑制了沼气和硫化氢等气体的产生，垃圾也能尽早达到稳定化，同时也降低了渗滤液的污染强度[42,43]。

由于准好氧填埋结构能使填埋层不断得到补充空气，场内好氧/厌氧/兼氧三种状态同时并存，垃圾层中含氮有机物在厌氧带大量分解形成的氨氮经过好氧带的硝化作用和兼氧带的反硝化作用后，大部分还原为N2逸出而得以去除，因而准好氧填埋渗滤液中氨氮浓度非常低[44,45]。王琪、田艳锦等人的实验结果表明准好氧填埋结构下渗滤液中氨氮下降率可达99.6%，解决了传统填埋场渗滤液中氨氮浓度过高的难题[46,47]。准好氧填埋垃圾对低可生化性、高浓度氨氮的渗滤液有很好的处理能力，在后期碳源不足反硝化能力减弱。可以通过渗滤液回灌补充碳源，既有利于反硝化作用的顺利进行又能降低渗滤液的有机污染物浓度[48]。虽然准好氧填埋场内多存在好氧区域，可以抑制甲烷和硫化氢等气体的产生，但直接排放的气体中甲烷的含量仍然很高，易造成二次污染[49,50]。实际应用中也容易出现集水管道结垢而堵塞的问题，达不到自然通风的效果。

3.4 生物反应器填埋场

生物反应器填埋是在渗滤液回灌和强制通风好氧填埋有机结合的基础上发展起来的，代表了垃圾填埋方式的最新发展。近年来关于生物反应器填埋技术的研究报导非常多，许多欧美国家已有工程应用实例，在国内是一种新趋势[27,51]。生物反应器填埋是利用填埋场场体本身作为大型生物反应器单元，通过有效控制渗滤液回灌和通风供氧实现渗滤液在填埋场内部的硝化反硝化。其技术关键在于分别控制填埋单元的填埋条件使填埋垃圾成为氨氮硝化反硝化反应各个阶段的有效载体。

生物脱氮的过程中，硝化反应是控制性步骤，因此硝化作用的稳定和硝化速率的提高影响整个系统的脱氮效率。Onay和Pohland等人在垃圾填埋场底部曝气通风，使渗滤液中的NH3-N转化成NO3-N，然后再将渗滤液回流到场体内厌氧区域进行反硝化，发现有内循环同时进行硝化反硝化的垃圾填埋场中氮的转化率可达95％，而只有硝化作用的填埋场中氮的转化率仅为30％~52％，只有反硝化作用的填埋场中氮的转化率是16％~25％[3]。何若、沈东升等人对上层间歇曝气充氧或渗滤液回流前经气提式污泥床(Air-Lift Sludge Blanket，ALSB)与上升式厌氧污泥床（UASB）相结合处理的生物反应器填埋场中渗滤液的脱氮性能进行了研究[52,53]。实验证明：对填埋场顶层的垃圾进行间歇曝气使得填埋场在垂直方向上呈好氧/缺氧/厌氧状态不但可以大大提高NH4＋-N和TN的去除率，还可以加快垃圾的稳定速率[52]。另一方式是将填埋场体原位厌氧反硝化与异位硝化相结合,渗滤液回流前经ALSB的方式，其脱氮效果非常好[53]。何若认为将生物反应器填埋场中以UASB和ALSB相结合的方式进行脱氮也是可行的[54]。填埋场建成厌氧反硝化滤池和升流式好氧硝化滤池相结合的形式，可使渗滤液中的氨氮浓度低于检测限[17]。最近有学者提出一种新型生物反映器填埋方式：在填埋场底层填埋一层已腐化的垃圾作为甲烷生成区以去除TOC，上层填埋新鲜垃圾，底部收集的渗滤液经过外部的硝化反应器再回灌到填埋场，可以在有效地去除氨氮、同时提高能源回收率[32]。Berge和Reinhart评估填埋场中的原位硝化动力学的实验结果表明：在好氧填埋场存在厌氧/兼氧区域，即使渗滤液的生化性很差，硝化和反硝化反应仍可以同时进行[21]。虽然很多生物反应器填埋场的实验结果令人满意，但生物反应器填埋场场体内垃圾稳定进行的脱氮过程机理还需进一步研究[54]。生物反应器填埋场的设计

丁爱中等：垃圾填埋场渗滤液地下原位脱氮技术综述1817

和运行比较麻烦，国内尤其是在非典型湿度的多雨和干旱地区还缺少有效的工程应用数据[21,51]。

综上所述，简单列出各中填埋场原位脱氮技术特点如表1所示：

垃圾渗滤液原位脱氮处理技术具有广阔的发展前景。我国垃圾填埋场的建设与渗滤液处理才刚刚起步，渗滤液原位脱氮处理处于摸索阶段，笔者认为研究的主要发展趋势为：

（1）渗滤液的脱氮机理比城市污水水处理中更复杂，随着填埋场结构和填埋方式的不同，有必要对其填埋场内脱氮机理和反应速率进行深入研究以提高脱氮效率，减少渗滤液中氨氮污染问题。

（2）应用原位去除氨氮技术，要考虑渗滤液其它污染物的浓度变化。渗滤液的处理要求能同时有效地处理所有相关污染物，因此有必要针对不同性质和年龄的垃圾渗滤液进行工艺控制优化研究。

（3）生物反应器垃圾填埋系统的设计运行方法还不够成熟，有一些技术问题需要考虑，如pH值、湿度和温度的监控以及供氧、回灌方式和回流速率的选择等。优化对渗滤液中氨氮的去除影响较大的技术参数，以降低处理成本、强化处理效果。

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表1 四种填埋结构特点和成本比较

Table 1 the comparison among four kinds of landfill in structure feature and cost

填埋方式厌氧渗滤

液回灌

强制通风

好氧填埋

准好氧填埋

生物反应

器填埋

运行设施简单简单复杂复杂渗滤液产量少很少很少少

沼气产量很高

可回收

低

高

易造成二次污染

很高

可回收

投资小小小小运行费用低高低高

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