温度对垃圾渗滤液生化处理过程中氨氮去除的影响研究

胡 健，陈增丰，马 壮，王越婷，吴伟祥

（1.浙江传超环保科技有限公司，浙江 杭州 311100；2.浙江大学环境与资源学院，浙江 杭州 310058）

0 引言

垃圾中转站作为处理生活垃圾的纽带，在垃圾堆放和压缩转运过程中不可避免地会产生大量的渗滤液，而这些渗滤液中含有大量的有机污染物、氨氮（NH4+-N）、重金属、悬浮物固体以及其他无机化合物[1]，这些污染物如不能被有效地处理将会严重污染河流、土壤、地下水等，进而危害人类健康[2]。随着国家对环境问题的日益重视，环保部门也出台了一系列政策对该类废水的排放做出了相应的要求。该类废水经过处理之后必须满足GB/T 319625—2015《污水排入城镇下水道水质标准》 或GB 16889—2008《生活垃圾填埋场污染控制标准》才能纳入市政排水管网或排入环境水体[3]。

目前常用的垃圾中转站渗滤液的处理工艺有生化法与膜法组合工艺、生化法与高级氧化法组合工艺等[4]。NH4+-N 的去除是垃圾渗滤液处理过程中的重要环节，而生化法是去除垃圾渗滤液中NH4+-N的核心工艺，常见的生化处理工艺有：A/O（厌氧-好氧）工艺、A2/O（厌氧-缺氧-好氧）工艺、多级A/O 工艺、“A/O+MBR”等[5]。温度的变化将直接影响生化处理工艺对NH4+-N 的去除效果[6]，研究[7-9]发现，当夏季温度达到35 ℃时，生化系统对NH4+-N 的去除效果会变差。关于温度对生化系统的影响，目前大部分研究较多关注冬季低温的影响，对于夏季高温的影响研究相对较少。在当前全球变暖的趋势下，中国南方城市夏季环境的平均温度达35 ℃以上，再加上曝气风机的持续供能和微生物产热，生化系统内部的温度要远高于35 ℃甚至超出40 ℃，此时污泥活性将受到明显抑制而影响对垃圾渗滤液中NH4+-N的去除。

本研究在实验室条件下探究了温度对垃圾渗滤液生化处理过程中NH4+-N 去除的影响及夏季高温条件下活性污泥受到损伤的可逆性，获得了恢复生化系统NH4+-N 去除性能的方法。同时，将该方法成功应用于杭州市某垃圾中转站渗滤液处理工程生化系统的恢复，最终顺利实现出水稳定达到GB/T 319625—2015《污水排入城镇下水道水质标准》B 级标准。

1 材料与方法

1.1 进水水质与接种污泥

本试验所用的垃圾渗滤液于夏季取自杭州市某垃圾中转站，该中转站垃圾渗滤液采用“预处理+ 水解酸化+AO4微氧曝气+ 均相氧化絮凝”处理工艺。试验进水取自水解酸化池，其水质特征见表1。试验所用污泥取自微氧池，并在实验室35 ℃反应器中连续驯化5 d，直至出水稳定。

表1 主要进水水质特征 mg·L-1

1.2 试验装置

对垃圾渗滤液进行处理的反应装置流程示意见图1。每个反应器的有效容积为5.4 L。试验过程中，通过曝气装置和控制阀控制溶解氧浓度保持一致，通过蠕动泵控制进水流量保持一致，利用加热温控装置保持各反应器处于不同温度。

图1 装置流程示意

1.3 试验方法

为探究温度对垃圾渗滤液中NH4+-N 去除的影响规律，设置了7 组反应器，控制溶解氧（DO）质量浓度为0.35～0.60 mg/L，进水流量为2.5 mL/min，温度分别为35，36，37，38，39，40，41 ℃，每隔12 h 取样测定出水水质，分析温度对NH4+-N 去除的影响规律和机理。当活性污泥受到高温损伤后，将温度降至35 ℃运行240 h 以尝试恢复污泥活性，并定期取样测定出水水质，进而分析降温对污泥活性恢复的效果。最后，在杭州市某垃圾中转站渗滤液处理项目中，采用降温、重新接种污泥等方法对夏季高温导致出水NH4+-N 浓度超标的微氧池进行恢复，并根据实际出水中NH4+-N，NO2--N，NO3--N，COD 的浓度变化判断上述方法的可行性。

1.4 项目检测指标与方法

本试验主要检测水质指标包括：NH4+-N，NO2--N，NO3--N，COD。检测方法根据《水和废水监测分析方法》，具体检测方法及仪器见表2。

表2 检测方法及仪器

2 结果与讨论

2.1 温度对氨氮去除的影响

温度是影响生化系统中污泥活性的关键因素[10-11]。以往的研究发现，活性污泥更易在18～35℃的温度生长[12]，温度过低时污泥中微生物代谢活动减缓，从而导致NH4+-N 等污染物处理效果降低；温度过高时则可能导致在硝化和反硝化过程中发挥作用的部分细菌彻底失活。杭州市夏季的高温天气，生化处理设施内部水体温度经常超出35 ℃，因此本论文将着重探究35 ℃以上的高温环境对活性污泥去除NH4+-N 的影响。在温度为35，36，37，38，39，40，41 ℃条件下，测得的各反应器出水NH4+-N，NO2--N 及NO3--N 质量浓度变化见图2。

图2 不同温度条件下反应器出水中NH4+-N，NO2--N 及NO3--N 质量浓度变化

由图2（a）可以看出，运行温度＜40 ℃时反应器出水NH4+-N 质量浓度为29.21～118.14 mg/L，去除率为85%～96%，且随温度的升高而逐渐降低。主要因为反应器在DO 质量浓度为0.35～0.60 mg/L 的微氧状态下存在微生物的同步硝化反硝化作用，实现了垃圾渗滤液中大部分NH4+-N 的去除。当温度＞35 ℃时，由于超出了硝化细菌与反硝化细菌的最适生长温度（15～35 ℃），其活性开始受到高温的抑制[13]，且随着温度的逐渐升高，高温的抑制作用逐渐增强，活性污泥对NH4+-N 的去除能力随之减弱。此外，高温环境也会导致活性污泥絮体不易成团，部分游离的污泥随出水流失[14-15]，生化系统的污泥浓度下降，NH4+-N 的去除能力也随之减弱。运行温度＞40 ℃时反应器出水NH4+-N 质量浓度为649.34～735.28 mg/L，NH4+-N 去除率下降至20%以下，这是因为40 ℃以上的高温环境下，硝化细菌与反硝化细菌的生物膜结构如蛋白质、核酸等受到彻底的破坏[16]，导致活性污泥基本丧失对NH4+-N 的去除能力。然而，因为垃圾渗滤液属于高氨氮、高盐分、高碱度的废水，其中少部分以游离氨形式存在的NH4+-N可通过氨吹脱的方式被去除，且随着温度的升高，游离氨与水分子间的氢键更易断裂[17]，从水体中逸出的效率更快。因此，尽管活性污泥的生物脱氮能力丧失，但反应器对垃圾渗滤液中NH4+-N 仍有部分去除作用。

由图2（b）～（c）可以看出，当运行温度＜40 ℃时反应器出水NO2--N 浓度随温度的升高有所上升，NO3--N 浓度则小幅下降，这是因为温度是影响氨氧化细菌（AOB）和亚硝酸氧化菌（NOB）活性的重要因素之一[18]，而AOB 和NOB 对于温度的敏感性不同。研究表明，高温条件下AOB 的最大比生长速率高于NOB，且随着温度的升高NOB 的活性被抑制愈加明显[19]，反应器逐渐以短程硝化为主，造成NO2--N 逐渐积累。运行温度＞40 ℃的反应器出水NO2--N 与NO3--N 浓度较进水均无明显变化，这是由于AOB 和NOB 这2 类菌群在40 ℃以上环境中均彻底失活，无法进行硝化作用。

2.2 污泥活性恢复结果分析

高温对污泥活性具有一定的损伤，而这种损伤的可逆性需要进一步探究。因此本研究将在35，36，37，38，39，40，41 ℃条件下运行了240 h 后的7 组反应器降温至35 ℃，再继续运行240 h 并检测出水水质情况，结果见图3。

图3 降温并继续运行240 h 过程中NH4+-N，NO2--N 及NO3--N 质量浓度变化

由图3 可以看出，降温至35 ℃后，运行温度＜40 ℃的反应器出水NH4+-N 质量浓度为25.16～73.01 mg/L，NH4+-N 去除率均恢复到90 %以上，出水NO2--N 和NO3--N 的浓度也恢复至升温前的水平；而运行温度＞40 ℃的反应器出水NH4+-N 质量浓度为653.67～755.28 mg/L，NH4+-N 去除率未能恢复至升温前的水平，仍维持在20%以下，同时出水NO2--N 和NO3--N 的浓度较进水没有发生明显变化。主要是因为在40 ℃以下的环境中微生物活性只是受到了高温的抑制，菌群内部的生物结构并没有遭到彻底的破坏，属于可逆性损伤，采取降温措施即可恢复活性污泥对NH4+-N 的去除能力；而对于在40 ℃以上的高温环境下彻底失活的活性污泥，由于微生物自身结构受到破坏，难以自行修复[20]，仅通过简单的降温措施无法恢复生化系统的NH4+-N 去除能力。

2.3 项目案例分析

研究所选择的垃圾渗滤液处理项目案例位于杭州市，设计处理水量为30 t/d，采用“预处理+ 水解酸化+AO4微氧曝气+ 均相氧化絮凝”非膜法工艺，具体工艺流程见图4。项目主体生化处理单元工艺参数如下：总水力停留时间（HRT）为5 d，生化池污泥质量浓度（MLSS）为6 000～8 000 mg/L，四级微氧池DO 质量浓度控制范围为：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。

图4 “预处理+水解酸化+AO4 微氧曝气+均相氧化絮凝”非膜法工艺流程

研究记录了4# 微氧池垃圾渗滤液处理项目30 d 的平均温度及其出水水质变化情况，见图5。由图5 可以看出，在1～11 d 项目运行稳定，出水NH4+-N均达标，但其整体上呈上升趋势。在第12 天，由于杭州市夏季持续高温天气并达到40 ℃以上，出水NH4+-N 质量浓度突增至217.00 mg/L，NO2--N 质量浓度几乎减至0；在第15 天开始采取措施逐步降温至36.4 ℃，但出水NH4+-N 去除效果并没有得到提高，质量浓度最高至454.50 mg/L 左右，NO2--N 质量浓度仅为0.50 mg/L 左右；在第24 天，对微氧池重新接种部分污泥，并保持水体温度在36 ℃左右，随后检测出水NH4+-N 质量浓度下降至14.14 mg/L，NO2--N质量浓度增至141.70 mg/L，污泥活性得到明显改善。在第12 天出水NH4+-N 浓度急剧增长，这是由于前4 d 的污水池温度已达40 ℃以上，微氧池的污泥彻底失去活性。在12～23 d，尽管采取了降温措施，但出水NH4+-N 浓度仍维持较高水平，这说明单纯的降低温度并不能有效恢复污泥的活性。对此，借鉴以往的研究[21]，于第24 天在微氧池重新接种部分污泥，重新接种污泥后，NH4+-N 浓度显著下降并稳定保持在较低水平，同时NO2--N 浓度也随之增长，说明此时微氧池内污泥活性较强，对NH4+-N 的去除能力逐渐得到恢复。

图5 垃圾渗滤液项目30 d NH4+-N，NO2--N 和COD 的质量浓度变化

项目运行过程中，对4#微氧池出水的COD 浓度也进行了监测与分析，由图5 可以看出，在1～14 d，当水体温度从37.2 ℃逐渐升高至41.5 ℃，COD 质量浓度随温度的升高逐渐增加至775 mg/L，COD 降解效果显著下降；15～23 d 虽然水体温度由38.8 ℃逐渐下降至36.4 ℃，但是COD 质量浓度并没有表现出下降的趋势，且最高增长至1 232 mg/L；第24 天重新接种部分污泥后，COD 质量浓度急剧下降，第30 天下降至257 mg/L。

项目案例运行结果进一步表明，生化污泥在40 ℃以上的高温环境下会迅速失去活性，但不会立即显著地从出水NH4+-N 浓度变化中表现出来。采用简单的降温措施并不能有效恢复活性污泥对NH4+-N和COD 的去除能力，通过重新接种污泥可快速恢复生化系统对NH4+-N 和COD 的去除能力。

3 结论

本研究发现夏季高温会导致生化污泥活性受损，且受损程度随温度的升高而愈加严重，并导致NH4+-N 的去除效果下降。当生化系统温度升高但没有超过40 ℃时，应迅速采取降温措施来避免生化污泥活性受到抑制；当水体温度超过40 ℃时，生化污泥彻底失活，生化系统对NH4+-N 的去除率降至20%以下，此时需立即重新接种污泥或投加菌种来实现生化系统的恢复。因此，在垃圾渗滤液处理工程项目的运行管理中，应通过设置冷却塔等必要措施避免生化污泥处于40 ℃以上的高温环境中，从而保障出水水质稳定达到GB/T 319625—2015 《污水排入城镇下水道水质标准》B 级标准。