陸飛鵬，孔 芹，古 創(chuàng)，王 博，肖誠斌，陳方方，李向東，鄭曉宇，安 瑾

（1.光大環(huán)保技術(shù)研究院（南京）有限公司，江蘇南京 211000；2.中國光大綠色技術(shù)創(chuàng)新研究院，香港 999077）

老齡垃圾填埋場滲濾液具有高氨氮、低碳氮比的特點(diǎn)，生化性差、處理難度較大。目前，老齡填埋場滲濾液處理項(xiàng)目一般采用預(yù)處理+生化+深度處理工藝〔1-3〕，其中生化脫氮單元采用缺氧/好氧（A/O）+膜生物反應(yīng)器（MBR）主流工藝〔4-5〕，一方面需要額外投加大量碳源實(shí)現(xiàn)有效的反硝化過程，降低生化出水總氮，另一方面硝化/反硝化過程不可避免地會產(chǎn)生大量氧化亞氮（N2O）溫室氣體排放，因而該工藝處理成本高、碳排放量大。此外，傳統(tǒng)生化處理滲濾液過程中還存在污泥產(chǎn)量大、生化泡沫難以控制、曝氣能耗高、占地面積大、運(yùn)行環(huán)境較差等缺點(diǎn)，因此如何解決上述問題是滲濾液脫氮技術(shù)發(fā)展趨勢所在。

精餾脫氮技術(shù)是一種物理脫氮方式，該方法利用廢水中水與污染物氨氮組分揮發(fā)性的差異，基于化工精餾的基本原理，在精餾塔內(nèi)實(shí)現(xiàn)水與氨氮的高效分離，且使氨氮得到有效富集，可資源化為濃氨水或碳酸氫銨等。目前，精餾脫氮技術(shù)已在焦化廢水等高氨氮化工廢水中得到工程應(yīng)用〔6-7〕，同時(shí)在垃圾滲濾液處理中也開展了相關(guān)試驗(yàn)研究。古創(chuàng)等〔8〕采用蒸氨法處理焚燒電廠垃圾滲濾液，蒸氨系統(tǒng)氨氮脫除率達(dá)到95%以上，綜合運(yùn)行成本約為11.4 元/m3。蘇雅等〔9〕采用蒸氨塔對焚燒電廠垃圾滲濾液進(jìn)行處理，其氨氮去除率大于90%，COD 去除率大于10%，堿度去除率大于60%，硬度去除率大于75%，蒸汽消耗量約為120 kg/m3，同時(shí)蒸氨系統(tǒng)得到的氨水可用于電廠煙氣脫硝。

精餾脫氮技術(shù)采用蒸汽作為熱源，具有氨氮去除率高、占地面積小、運(yùn)行環(huán)境良好等諸多優(yōu)勢。滲濾液中的含氮污染物主要為氨氮，因此通過精餾方法理論上可實(shí)現(xiàn)滲濾液中氨氮的完全去除，并且不存在總氮難以去除的問題。通過精餾脫氮單元取代傳統(tǒng)生化單元，可避免生化脫氮帶來的N2O 溫室氣體排放。目前國內(nèi)設(shè)置沼氣主動導(dǎo)排設(shè)施的填埋場均要求設(shè)置填埋氣體燃燒火炬，從而顯著減少了填埋甲烷溫室氣體的排放〔10-11〕，但大部分沼氣資源未得到有效利用。精餾脫氮技術(shù)可充分利用填埋氣轉(zhuǎn)化為蒸汽作為脫氮熱源，有效解決精餾脫氮單元熱量來源問題，實(shí)現(xiàn)填埋氣資源化利用與以廢治廢。

為具體說明精餾脫氮單元應(yīng)用于老齡填埋場垃圾滲濾液處理中碳減排優(yōu)勢，現(xiàn)基于江西某垃圾填埋場滲濾液處理項(xiàng)目實(shí)際運(yùn)行狀況，采用IPCC 指南推薦的排放因子法〔12-13〕，對原A/O+MBR 脫氮工藝與改造后的精餾脫氮+A/O+MBR 新型脫氮組合工藝的碳排放特征進(jìn)行分析，并以原A/O+MBR 脫氮單元的碳排放量為基準(zhǔn)線，核算應(yīng)用精餾脫氮技術(shù)帶來的碳減排情況。

1 案例概況

1.1 垃圾填埋場滲濾液處理工藝

江西某垃圾填埋場項(xiàng)目2011 年建成并開始接收垃圾進(jìn)場，滲濾液處理站原設(shè)計(jì)處理量為300 m3/d。滲濾液處理采用兩級A/O+MBR+NF 處理工藝，工藝流程見圖1，其中脫氮單元為A/O+MBR 工藝（圖1 虛線框）。

圖1 填埋場滲濾液處理原工藝流程Fig.1 The original landfill leachate treatment process

出水水質(zhì)執(zhí)行《生活垃圾填埋場污染控制》（GB 16889—2008）表2 標(biāo)準(zhǔn)。隨著城市發(fā)展垃圾填埋量逐年增加，滲濾液產(chǎn)生量隨之增加，原滲濾液設(shè)計(jì)處理量不滿足要求；另一方面，隨著垃圾填埋年齡增加，滲濾液可生化性變差，氨氮超過原設(shè)計(jì)進(jìn)水水質(zhì)，造成原滲濾液處理系統(tǒng)無法滿負(fù)荷運(yùn)行。滲濾液脫氮系統(tǒng)進(jìn)水水質(zhì)見表1。

表1 江西某老齡填埋場垃圾滲濾液水質(zhì)Table 1 Aged landfill leachate quality in Jiangxi Province

表2 各種藥劑的碳排放系數(shù)Table 2 Carbon emission factors of the reagents

基于上述情況，于2017 年完成對原滲濾液處理系統(tǒng)的改擴(kuò)建。由于填埋場規(guī)劃用地面積有限，且進(jìn)水平均氨氮在3 000 mg/L 以上，C/N 嚴(yán)重失調(diào)。若新增系統(tǒng)繼續(xù)采用傳統(tǒng)生化工藝，不但用地嚴(yán)重不足，而且存在碳源投加量大，生化出水總氮難以穩(wěn)定控制等問題。結(jié)合上述項(xiàng)目現(xiàn)狀和精餾脫氮技術(shù)特點(diǎn)，采用在原滲濾液處理系統(tǒng)基礎(chǔ)上新增一套500 m3/d 滲濾液精餾脫氮系統(tǒng)，改擴(kuò)建后現(xiàn)有滲濾液處理工藝流程變?yōu)榫s脫氮+兩級A/O+MBR+NF 工藝，如圖2 所示。其中，滲濾液脫氮單元為精餾脫氮+A/O+MBR 組合工藝（見圖2 虛線框），并以精餾脫氮為主要脫氮單元。新增精餾脫氮單元后，滲濾液處理量由原300 m3/d 提升至500 m3/d，后續(xù)生化系統(tǒng)脫氮負(fù)荷顯著下降，且無需外加碳源。

圖2 填埋場滲濾液處理新工藝流程Fig.2 The updated landfill leachate treatment process

1.2 精餾脫氮單元流程與物料平衡

圖3 為新型精餾脫氮單元流程與物料平衡。

圖3 精餾脫氮單元物料平衡Fig.3 Mass balance of the distillation denitrification process

由圖3 可知，500 t/d 垃圾滲濾液經(jīng)精餾脫氮處理需消耗約50 t/d 鮮蒸汽，該蒸汽由沼氣鍋爐利用填埋氣燃燒產(chǎn)生。精餾脫氮單元產(chǎn)生2.4 t/d 含氨蒸汽，與3 t/d 外加二氧化碳反應(yīng)結(jié)晶生成5.4 t/d 碳酸氫銨結(jié)晶，經(jīng)固液分離后得到的產(chǎn)品碳酸氫銨中水的質(zhì)量分?jǐn)?shù)小于5%。圖4 為2020 年精餾脫氮單元進(jìn)出水氨氮隨時(shí)間變化曲線，可知滲濾液經(jīng)精餾脫氮處理后，出水氨氮小于150 mg/L，氨氮去除率可達(dá)到95%以上。

2 研究方法

2.1 碳排放計(jì)算理論

以填埋場滲濾液處理項(xiàng)目為例，A/O+MBR 工藝和新型精餾脫氮組合工藝在脫氮過程中的碳排放主要來源于直接碳排放量、間接碳排放〔12-14〕。其中，直接碳排放包含外加碳源代謝產(chǎn)生的CO2排放〔14〕、生物脫氮產(chǎn)生的N2O 排放〔15〕，間接碳排放包含能耗、物耗碳排放〔16〕。此外，由于精餾脫氮得到氨氮可與二氧化碳耦合為資源化產(chǎn)品，因而這部分固碳量按照碳減排量進(jìn)行計(jì)算。

2.2 直接碳排放量核算方法

傳統(tǒng)生物脫氮過程主要涉及到CO2、N2O 的排放〔17-18〕。由于老齡填埋場滲濾液BOD 較低，故生化脫氮過程中有機(jī)物降解產(chǎn)生的CH4可以忽略，而微生物內(nèi)源呼吸代謝產(chǎn)生的CO2排放量依據(jù)IPCC 指南規(guī)定劃分為生物源碳，故不計(jì)入碳排放核算〔12-13〕。

A/O 脫氮過程中CO2排放量主要來源于外加碳源轉(zhuǎn)化，具體計(jì)算見式（1）。

式中：——滲濾液脫氮單元外加碳源降解帶來的CO2碳排放量，kgCO2e/d；

Q——滲濾液處理量，m3/d；

K——碳源分解為CO2的轉(zhuǎn)化系數(shù)，以甲醇作為碳源，對應(yīng)碳源轉(zhuǎn)化系數(shù)取值為0.9 kgCO2e/kg〔19〕；

M碳源——碳源投加量，kg/m3。

A/O 脫氮過程中N2O 的碳排放量計(jì)算見式（2）。

式中：——滲濾液脫氮單元N2O 碳排放量，kgCO2e/d；

TNi——生化脫氮單元進(jìn)水總氮，mg/L；

TNo——生化脫氮單元出水總氮，mg/L；

EFN——N2O 碳排放因子，根據(jù)指南推薦缺省值和中國污水處理廠實(shí)際情況，N2O 排放因子取值為0.035 kgCO2e/kg〔13，20-21〕；

2.3 間接碳排放量核算方法

間接碳排放量核算包括滲濾液處理系統(tǒng)能耗和物耗碳排放量。其中，能耗碳排放量來自生化系統(tǒng)提升泵、射流泵、曝氣風(fēng)機(jī)、MBR 超濾膜系統(tǒng)、污泥處理單元等電力能耗，能耗碳排放量計(jì)算公式見式（3）。

E——滲濾液脫氮單元運(yùn)行階段總電耗量，kW·h/d。

物耗碳排放主要包括外加化石碳源、污泥調(diào)理藥劑、MBR 膜清洗藥劑（鹽酸、液堿、次氯酸鈉）、消泡劑等，物耗碳排放量計(jì)算見式（4）。

式中：——滲濾液脫氮單元物耗碳排放量，kgCO2e/d；

Yi——滲濾液脫氮單元i類藥劑消耗量，kg/d。

2.4 精餾脫氮耦合二氧化碳核算方法

精餾脫氮設(shè)備頂部得到氨水與二氧化碳反應(yīng)結(jié)晶，經(jīng)脫水后得到碳酸氫銨副產(chǎn)品，根據(jù)實(shí)際二氧化碳消耗量直接得到精餾脫氮固碳量，計(jì)算見式（5）。

——實(shí)際二氧化碳消耗量，kgCO2e/d。

3 結(jié)果與討論

3.1 滲濾液A/O+MBR 脫氮工藝碳排放分析

以2020 年全年數(shù)據(jù)核算，進(jìn)水平均總氮為3 300 mg/L，出水平均總氮為10 mg/L，碳源投加量為11 kg/m3，生化系統(tǒng)運(yùn)行電耗為16.25 kW·h/m3，其他投加藥劑包含絮凝劑（0.11 kg/m3）、消泡劑（0.01 kg/m3）。圖5 為原滲濾液處理工藝中A/O+MBR 脫氮單元碳排放來源分布。

圖5 垃圾滲濾液生化脫氮單元中各種碳排放來源占比Fig.5 Proportion of different carbon emission sources in the bio-denitrification process

經(jīng)核算得到平均日碳排放總量為28 562 kgCO2e，其中主要碳排放N2O、CO2、能耗和物耗碳排放量占比分別為52.8%、17.3%、16.5%和13.4%。碳排放總量中N2O 排放量最多，CO2與能耗排放量其次，物耗排放量相對較少，且直接碳排放達(dá)到70.1%，這說明高氨氮滲濾液采用A/O+MBR 工藝生成N2O 與CO2的直接碳排放量大。而且由于N2O 碳排放潛勢值遠(yuǎn)高于電耗、藥劑等，因此降低生化脫氮單元N2O 的排放量是降低滲濾液脫氮碳排放量的關(guān)鍵。

3.2 滲濾液新型精餾脫氮組合工藝碳排放分析

以相同處理量為計(jì)算基準(zhǔn)，且在相同的進(jìn)出水條件下，對滲濾液新型精餾脫氮組合工藝進(jìn)行碳排放分析。精餾脫氮單元為物理脫氮過程，沒有N2O、CH4或CO2直接排放。由于精餾脫氮單元設(shè)計(jì)出水氨氮為150 mg/L，后續(xù)仍需利用原A/O 單元進(jìn)行出水的脫氮處理，故仍有少量N2O 和碳源分解帶來的CO2直接排放，但A/O 單元脫氮負(fù)荷顯著降低。上述過程中，精餾脫氮單元運(yùn)行電耗為8.58 kW·h/m3，其他投加藥劑包含消泡劑（0.15 kg/m3）、液堿（0.27 kg/m3）、自來水消耗（0.10 kg/m3）等。精餾脫氮單元的蒸汽由沼氣鍋爐利用填埋氣燃燒產(chǎn)生，故不計(jì)算使用熱力帶來的碳排放，僅計(jì)算沼氣利用過程中風(fēng)機(jī)耗電帶來的碳排放，其中沼氣風(fēng)機(jī)運(yùn)行電耗為0.48 kW·h/m3。

圖6 為新型精餾脫氮組合工藝的碳排放來源分布。經(jīng)核算，新型精餾脫氮組合工藝日均排放總量為4 330 kgCO2e，其中N2O、CO2、能耗和物耗碳排放量占比分別為14.9%、4.9%、67.8%和12.5%。碳排放總量中能耗碳排放量最大，以N2O 與CO2排放為主的直接碳排放量其次，而物耗碳排放量相對較少。

圖6 新型脫氮工藝中各種碳排放來源占比Fig.6 Proportion of different carbon emission sources in the novel denitrification process

由于生成1 mol 碳酸氫銨需要添加1 mol 二氧化碳，因此精餾脫氮單元還可以固定部分二氧化碳。項(xiàng)目平均日消耗二氧化碳3 t，相當(dāng)于減少碳排放3 t，故日均綜合碳排放總量變?yōu)? 330 kgCO2e。由此可知，通過將滲濾液中氨氮資源化為碳酸氫銨肥料可進(jìn)一步減少碳排放量69.3%。

3.3 碳減排分析

該項(xiàng)目原垃圾填埋氣直接火炬燃燒處置，甲烷資源未得到有效利用，而采用精餾脫氮取代傳統(tǒng)生化脫氮工藝，可通過沼氣鍋爐燃燒產(chǎn)生蒸汽的方式使得填埋氣資源得到妥善利用?；诰s脫氮單元消耗的填埋氣量（0.52 Nm3/m3）計(jì)算可知，該填埋氣若直接排放則折合為日均碳排放量為76 807 kgCO2e。雖然垃圾填埋氣實(shí)現(xiàn)了資源再利用，但由于填埋氣不管是直接火炬燃燒排放還是采用沼氣鍋爐燃燒利用前后的碳排放特征類似，因而在進(jìn)行兩種脫氮工藝碳排放對比分析過程中均未考慮填埋氣帶來的額外碳排放，以保證在同一基準(zhǔn)線上核算新型脫氮工藝的碳減排量。

綜合比較可知，新型精餾脫氮組合技術(shù)取代A/O工藝作為主要脫氮單元后，N2O 碳排放量由15 073 kgCO2e/d 降低至645 kgCO2e/d，減少95.7%，由此可見精餾脫氮單元可大幅降低生化過程中N2O 碳排放量。此外，精餾脫氮單元相比于原A/O+MBR 工藝無需外加碳源，因而脫氮單元的總直接碳排放量由20 023 kgCO2e/d 下降至857 kgCO2e/d，直接碳排放總量顯著降低。

圖7 為兩種老齡填埋場滲濾液脫氮工藝的碳排放量對比。

圖7 垃圾滲濾液不同脫氮工藝碳排放量對比Fig.7 Comparison of carbon emissions for different leachate denitrification process

由圖7 可以看出，采用精餾脫氮工藝后碳排放總量由28 562 kgCO2e/d 降至4 330 kgCO2e/d，碳排放量降低84.8%。精餾脫氮單元得到的濃氨水還能與二氧化碳耦合生產(chǎn)碳酸氫銨肥料外銷，此時(shí)碳排放總量進(jìn)一步下降至1 330 kgCO2e/d，碳減排比例最高達(dá)到95.3%，這說明精餾脫氮技術(shù)不僅實(shí)現(xiàn)滲濾液中氨氮污染物資源化，還能實(shí)現(xiàn)脫氮單元的進(jìn)一步減碳固碳。

4 結(jié)論

老齡填埋場滲濾液氨氮高、C/N 失調(diào)，采用傳統(tǒng)生化脫氮單元需投加大量碳源，且碳排放量大。本項(xiàng)目采用精餾脫氮單元取代傳統(tǒng)生化脫氮，實(shí)現(xiàn)了經(jīng)濟(jì)效益與環(huán)境效益的統(tǒng)一，具體結(jié)論如下：

1）傳統(tǒng)A/O+MBR 脫氮工藝處理高氨氮滲濾液過程中N2O、CO2、能耗和物耗碳排放量占比分別為52.8%、17.3%、16.5%和13.4%，其中以N2O 排放量為主，且直接碳排放占比達(dá)到70.1%。

2）采用新型精餾脫氮組合工藝后，N2O、CO2、能耗和物耗碳排放量占比分別為14.9%、4.9%、67.8%和12.5%。碳排放總量中能耗碳排放量占比最大，以N2O 與CO2排放為主的直接碳排放量其次，而物耗碳排放量相對較少。

3）采用以精餾脫氮為主的新型脫氮組合工藝后，N2O 碳排放量減少95.7%，碳排放總量由28 562 kgCO2e/d 降至4 330 kgCO2e/d，碳排放量降低84.8%。通過耦合二氧化碳可實(shí)現(xiàn)氨氮資源化為碳酸氫銨肥料，固碳后總碳減排比例進(jìn)一步提升，碳減排比例最高達(dá)到95.3%。

綜上，通過應(yīng)用精餾脫氮技術(shù)取代傳統(tǒng)A/O 生化脫氮處理高氨氮老齡填埋場滲濾液，不但可降低運(yùn)行成本、保證出水總氮達(dá)標(biāo)以及氨氮污染物資源化，而且大大降低處理系統(tǒng)碳排放總量，實(shí)現(xiàn)環(huán)境效益與社會效益的高度統(tǒng)一，未來該技術(shù)的推廣應(yīng)用有望持續(xù)助力滲濾液處理減污降碳目標(biāo)達(dá)成。