溫度對垃圾滲濾液生化處理過程中氨氮去除的影響研究

胡 健，陳增豐，馬 壯，王越婷，吳偉祥

（1.浙江傳超環保科技有限公司，浙江 杭州 311100；2.浙江大學環境與資源學院，浙江 杭州 310058）

0 引言

垃圾中轉站作為處理生活垃圾的紐帶，在垃圾堆放和壓縮轉運過程中不可避免地會產生大量的滲濾液，而這些滲濾液中含有大量的有機污染物、氨氮（NH4+-N）、重金屬、懸浮物固體以及其他無機化合物[1]，這些污染物如不能被有效地處理將會嚴重污染河流、土壤、地下水等，進而危害人類健康[2]。隨著國家對環境問題的日益重視，環保部門也出臺了一系列政策對該類廢水的排放做出了相應的要求。該類廢水經過處理之后必須滿足GB/T 319625—2015《污水排入城鎮下水道水質標準》 或GB 16889—2008《生活垃圾填埋場污染控制標準》才能納入市政排水管網或排入環境水體[3]。

目前常用的垃圾中轉站滲濾液的處理工藝有生化法與膜法組合工藝、生化法與高級氧化法組合工藝等[4]。NH4+-N 的去除是垃圾滲濾液處理過程中的重要環節，而生化法是去除垃圾滲濾液中NH4+-N的核心工藝，常見的生化處理工藝有：A/O（厭氧-好氧）工藝、A2/O（厭氧-缺氧-好氧）工藝、多級A/O 工藝、“A/O+MBR”等[5]。溫度的變化將直接影響生化處理工藝對NH4+-N 的去除效果[6]，研究[7-9]發現，當夏季溫度達到35 ℃時，生化系統對NH4+-N 的去除效果會變差。關于溫度對生化系統的影響，目前大部分研究較多關注冬季低溫的影響，對于夏季高溫的影響研究相對較少。在當前全球變暖的趨勢下，中國南方城市夏季環境的平均溫度達35 ℃以上，再加上曝氣風機的持續供能和微生物產熱，生化系統內部的溫度要遠高于35 ℃甚至超出40 ℃，此時污泥活性將受到明顯抑制而影響對垃圾滲濾液中NH4+-N的去除。

本研究在實驗室條件下探究了溫度對垃圾滲濾液生化處理過程中NH4+-N 去除的影響及夏季高溫條件下活性污泥受到損傷的可逆性，獲得了恢復生化系統NH4+-N 去除性能的方法。同時，將該方法成功應用于杭州市某垃圾中轉站滲濾液處理工程生化系統的恢復，最終順利實現出水穩定達到GB/T 319625—2015《污水排入城鎮下水道水質標準》B 級標準。

1 材料與方法

1.1 進水水質與接種污泥

本試驗所用的垃圾滲濾液于夏季取自杭州市某垃圾中轉站，該中轉站垃圾滲濾液采用“預處理+ 水解酸化+AO4微氧曝氣+ 均相氧化絮凝”處理工藝。試驗進水取自水解酸化池，其水質特征見表1。試驗所用污泥取自微氧池，并在實驗室35 ℃反應器中連續馴化5 d，直至出水穩定。

表1 主要進水水質特征 mg·L-1

1.2 試驗裝置

對垃圾滲濾液進行處理的反應裝置流程示意見圖1。每個反應器的有效容積為5.4 L。試驗過程中，通過曝氣裝置和控制閥控制溶解氧濃度保持一致，通過蠕動泵控制進水流量保持一致，利用加熱溫控裝置保持各反應器處于不同溫度。

圖1 裝置流程示意

1.3 試驗方法

為探究溫度對垃圾滲濾液中NH4+-N 去除的影響規律，設置了7 組反應器，控制溶解氧（DO）質量濃度為0.35～0.60 mg/L，進水流量為2.5 mL/min，溫度分別為35，36，37，38，39，40，41 ℃，每隔12 h 取樣測定出水水質，分析溫度對NH4+-N 去除的影響規律和機理。當活性污泥受到高溫損傷后，將溫度降至35 ℃運行240 h 以嘗試恢復污泥活性，并定期取樣測定出水水質，進而分析降溫對污泥活性恢復的效果。最后，在杭州市某垃圾中轉站滲濾液處理項目中，采用降溫、重新接種污泥等方法對夏季高溫導致出水NH4+-N 濃度超標的微氧池進行恢復，并根據實際出水中NH4+-N，NO2--N，NO3--N，COD 的濃度變化判斷上述方法的可行性。

1.4 項目檢測指標與方法

本試驗主要檢測水質指標包括：NH4+-N，NO2--N，NO3--N，COD。檢測方法根據《水和廢水監測分析方法》，具體檢測方法及儀器見表2。

表2 檢測方法及儀器

2 結果與討論

2.1 溫度對氨氮去除的影響

溫度是影響生化系統中污泥活性的關鍵因素[10-11]。以往的研究發現，活性污泥更易在18～35℃的溫度生長[12]，溫度過低時污泥中微生物代謝活動減緩，從而導致NH4+-N 等污染物處理效果降低；溫度過高時則可能導致在硝化和反硝化過程中發揮作用的部分細菌徹底失活。杭州市夏季的高溫天氣，生化處理設施內部水體溫度經常超出35 ℃，因此本論文將著重探究35 ℃以上的高溫環境對活性污泥去除NH4+-N 的影響。在溫度為35，36，37，38，39，40，41 ℃條件下，測得的各反應器出水NH4+-N，NO2--N 及NO3--N 質量濃度變化見圖2。

圖2 不同溫度條件下反應器出水中NH4+-N，NO2--N 及NO3--N 質量濃度變化

由圖2（a）可以看出，運行溫度＜40 ℃時反應器出水NH4+-N 質量濃度為29.21～118.14 mg/L，去除率為85%～96%，且隨溫度的升高而逐漸降低。主要因為反應器在DO 質量濃度為0.35～0.60 mg/L 的微氧狀態下存在微生物的同步硝化反硝化作用，實現了垃圾滲濾液中大部分NH4+-N 的去除。當溫度＞35 ℃時，由于超出了硝化細菌與反硝化細菌的最適生長溫度（15～35 ℃），其活性開始受到高溫的抑制[13]，且隨著溫度的逐漸升高，高溫的抑制作用逐漸增強，活性污泥對NH4+-N 的去除能力隨之減弱。此外，高溫環境也會導致活性污泥絮體不易成團，部分游離的污泥隨出水流失[14-15]，生化系統的污泥濃度下降，NH4+-N 的去除能力也隨之減弱。運行溫度＞40 ℃時反應器出水NH4+-N 質量濃度為649.34～735.28 mg/L，NH4+-N 去除率下降至20%以下，這是因為40 ℃以上的高溫環境下，硝化細菌與反硝化細菌的生物膜結構如蛋白質、核酸等受到徹底的破壞[16]，導致活性污泥基本喪失對NH4+-N 的去除能力。然而，因為垃圾滲濾液屬于高氨氮、高鹽分、高堿度的廢水，其中少部分以游離氨形式存在的NH4+-N可通過氨吹脫的方式被去除，且隨著溫度的升高，游離氨與水分子間的氫鍵更易斷裂[17]，從水體中逸出的效率更快。因此，盡管活性污泥的生物脫氮能力喪失，但反應器對垃圾滲濾液中NH4+-N 仍有部分去除作用。

由圖2（b）～（c）可以看出，當運行溫度＜40 ℃時反應器出水NO2--N 濃度隨溫度的升高有所上升，NO3--N 濃度則小幅下降，這是因為溫度是影響氨氧化細菌（AOB）和亞硝酸氧化菌（NOB）活性的重要因素之一[18]，而AOB 和NOB 對于溫度的敏感性不同。研究表明，高溫條件下AOB 的最大比生長速率高于NOB，且隨著溫度的升高NOB 的活性被抑制愈加明顯[19]，反應器逐漸以短程硝化為主，造成NO2--N 逐漸積累。運行溫度＞40 ℃的反應器出水NO2--N 與NO3--N 濃度較進水均無明顯變化，這是由于AOB 和NOB 這2 類菌群在40 ℃以上環境中均徹底失活，無法進行硝化作用。

2.2 污泥活性恢復結果分析

高溫對污泥活性具有一定的損傷，而這種損傷的可逆性需要進一步探究。因此本研究將在35，36，37，38，39，40，41 ℃條件下運行了240 h 后的7 組反應器降溫至35 ℃，再繼續運行240 h 并檢測出水水質情況，結果見圖3。

圖3 降溫并繼續運行240 h 過程中NH4+-N，NO2--N 及NO3--N 質量濃度變化

由圖3 可以看出，降溫至35 ℃后，運行溫度＜40 ℃的反應器出水NH4+-N 質量濃度為25.16～73.01 mg/L，NH4+-N 去除率均恢復到90 %以上，出水NO2--N 和NO3--N 的濃度也恢復至升溫前的水平；而運行溫度＞40 ℃的反應器出水NH4+-N 質量濃度為653.67～755.28 mg/L，NH4+-N 去除率未能恢復至升溫前的水平，仍維持在20%以下，同時出水NO2--N 和NO3--N 的濃度較進水沒有發生明顯變化。主要是因為在40 ℃以下的環境中微生物活性只是受到了高溫的抑制，菌群內部的生物結構并沒有遭到徹底的破壞，屬于可逆性損傷，采取降溫措施即可恢復活性污泥對NH4+-N 的去除能力；而對于在40 ℃以上的高溫環境下徹底失活的活性污泥，由于微生物自身結構受到破壞，難以自行修復[20]，僅通過簡單的降溫措施無法恢復生化系統的NH4+-N 去除能力。

2.3 項目案例分析

研究所選擇的垃圾滲濾液處理項目案例位于杭州市，設計處理水量為30 t/d，采用“預處理+ 水解酸化+AO4微氧曝氣+ 均相氧化絮凝”非膜法工藝，具體工藝流程見圖4。項目主體生化處理單元工藝參數如下：總水力停留時間（HRT）為5 d，生化池污泥質量濃度（MLSS）為6 000～8 000 mg/L，四級微氧池DO 質量濃度控制范圍為：1# 微氧池在0.05～0.10 mg/L；2# 微氧池在0.40～0.60 mg/L；3# 微氧池在0.35～0.55 mg/L；4#微氧池在0～0.10 mg/L。

圖4 “預處理+水解酸化+AO4 微氧曝氣+均相氧化絮凝”非膜法工藝流程

研究記錄了4# 微氧池垃圾滲濾液處理項目30 d 的平均溫度及其出水水質變化情況，見圖5。由圖5 可以看出，在1～11 d 項目運行穩定，出水NH4+-N均達標，但其整體上呈上升趨勢。在第12 天，由于杭州市夏季持續高溫天氣并達到40 ℃以上，出水NH4+-N 質量濃度突增至217.00 mg/L，NO2--N 質量濃度幾乎減至0；在第15 天開始采取措施逐步降溫至36.4 ℃，但出水NH4+-N 去除效果并沒有得到提高，質量濃度最高至454.50 mg/L 左右，NO2--N 質量濃度僅為0.50 mg/L 左右；在第24 天，對微氧池重新接種部分污泥，并保持水體溫度在36 ℃左右，隨后檢測出水NH4+-N 質量濃度下降至14.14 mg/L，NO2--N質量濃度增至141.70 mg/L，污泥活性得到明顯改善。在第12 天出水NH4+-N 濃度急劇增長，這是由于前4 d 的污水池溫度已達40 ℃以上，微氧池的污泥徹底失去活性。在12～23 d，盡管采取了降溫措施，但出水NH4+-N 濃度仍維持較高水平，這說明單純的降低溫度并不能有效恢復污泥的活性。對此，借鑒以往的研究[21]，于第24 天在微氧池重新接種部分污泥，重新接種污泥后，NH4+-N 濃度顯著下降并穩定保持在較低水平，同時NO2--N 濃度也隨之增長，說明此時微氧池內污泥活性較強，對NH4+-N 的去除能力逐漸得到恢復。

圖5 垃圾滲濾液項目30 d NH4+-N，NO2--N 和COD 的質量濃度變化

項目運行過程中，對4#微氧池出水的COD 濃度也進行了監測與分析，由圖5 可以看出，在1～14 d，當水體溫度從37.2 ℃逐漸升高至41.5 ℃，COD 質量濃度隨溫度的升高逐漸增加至775 mg/L，COD 降解效果顯著下降；15～23 d 雖然水體溫度由38.8 ℃逐漸下降至36.4 ℃，但是COD 質量濃度并沒有表現出下降的趨勢，且最高增長至1 232 mg/L；第24 天重新接種部分污泥后，COD 質量濃度急劇下降，第30 天下降至257 mg/L。

項目案例運行結果進一步表明，生化污泥在40 ℃以上的高溫環境下會迅速失去活性，但不會立即顯著地從出水NH4+-N 濃度變化中表現出來。采用簡單的降溫措施并不能有效恢復活性污泥對NH4+-N和COD 的去除能力，通過重新接種污泥可快速恢復生化系統對NH4+-N 和COD 的去除能力。

3 結論

本研究發現夏季高溫會導致生化污泥活性受損，且受損程度隨溫度的升高而愈加嚴重，并導致NH4+-N 的去除效果下降。當生化系統溫度升高但沒有超過40 ℃時，應迅速采取降溫措施來避免生化污泥活性受到抑制；當水體溫度超過40 ℃時，生化污泥徹底失活，生化系統對NH4+-N 的去除率降至20%以下，此時需立即重新接種污泥或投加菌種來實現生化系統的恢復。因此，在垃圾滲濾液處理工程項目的運行管理中，應通過設置冷卻塔等必要措施避免生化污泥處于40 ℃以上的高溫環境中，從而保障出水水質穩定達到GB/T 319625—2015 《污水排入城鎮下水道水質標準》B 級標準。