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關于福建垃圾滲濾液如何處理？
來源：m.legm2.net 發布時間：2020/10/14 10:32:49
垃圾在堆放和填埋過程中由于壓實、發酵等生物化學降解作用，同時在降水和地下水的滲流作用下產生了一種高濃度的有機或無機成份的液體，我們稱之為垃圾滲濾液，也叫滲瀝液。影響滲濾液產生的因素很多，主要有垃圾堆放填埋區域的降雨情況、垃圾的性質與成分、填埋場的防滲處理情況、場地的水文地質條件等。
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基本介紹
垃圾滲濾液水質復雜，含有多種有毒有害的無機物和有機物，滲濾液中還含有難以生物降解的萘、菲等非氯化芳香族化合物、氯化芳香族化物，磷酸醋，酚類化合物和苯胺類化合物等。
垃圾滲濾液中CODcr、BOD5濃度高值可達數千至幾萬，和城市污水相比，濃度高得多，所以滲濾液不經過嚴格的處理、處置是不可以直接排入城市污水處理管道的。一般而言，CODcr、BOD5、BOD5/CODcr隨填埋場的“年齡”增長而降低，堿度含量則升高。
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處理工藝
生物法是滲濾液處理中常用的一種方法，由于其運行費用相對較低、處理效率高，不會出現化學污泥等造成二次污染，因而被世界各國廣泛采用。垃圾滲濾液處理工藝形式有傳統活性污泥法、穩定塘、生物轉盤、厭氧固定膜生物反應器等。
一種典型的滲濾液處理工藝是IBAF作為主要處理工藝，再與其他處理工藝相結合。選用厭氧生物濾池（IAF）和曝氣生物濾池(IBAF)相結合作為生物處理工藝，厭氧生物濾池利用厭氧微生物的水解、發酵、酸化作用，大量降低COD，提高污水的B/C值，通過反硝化菌實現脫氮，還可降低污水處理的成本；厭氧生物濾池的出水進入曝氣生物濾池進行好氧處理，通過好氧菌使有機物轉變為二氧化碳和水，氨氮轉變為硝酸根和亞硝酸根，微量重金屬離子與微生物螯合而得以去除。生物處理所選用的微生物是專用微生物與復合酶制劑，該產品是采用基因工程的手段對自然微生物的強化與改性，提高微生物的活性及適應性，可有效的降解污水中的芳烴、酚、萘等難降解有機物。
活性污泥法
美國和德國幾個垃圾填埋場采用活性污泥法處理滲濾液，其實際運行結果表明：通過提高污泥濃度來降低污泥的有機負荷，可以獲得令人滿意的處理效果。如美國賓州的Fall Township污水處理廠，其垃圾滲濾液進水的CODcr為6000～21000mg/L，BOD5為3000～13000mg/L，氨氮為200～2000mg/L，曝氣池的污泥為6000～12000mg/L，是一般污泥的質量濃度的3～6倍。在體積有機負荷為1.87kg[BOD5]/(m·d)，F/M為0.15-0.31kg[BOD5]/kg[MLSS·d)時，BOD5的去除率為97%;在體積有機負荷為0.3kg[BOD5]/(m·d)，F/M為0.03-0·05ks[BOD5]/(kg[MLSS]·d)時，BOD5的去除率為92%。
穩定塘
國外早在80年代就有成功運用穩定塘技術處理滲濾液的生產性處理廠(HowardRobison，1992)，英國在1983年建成的BrynPostey填埋場滲濾液處理廠，運用曝氣氧化塘技術處理滲濾液。該氧化塘有效庫容1000m，由高密度聚乙烯材料(HDPE膜)作防滲襯底，采用兩臺表面曝氣機進行曝氣，滲濾液較小水力停留時間10d，滲濾液處理量D-150m/d。此系統自1983年開始運行，滲濾液CODcr和BOD5較大分別達24000mg/L和10000mg/L，F/M為0.05～0.3kg[BOD5]/kg[MLSS]·d)時，CODcr去除率達97%。
生物轉盤
生物轉盤是所謂固定生長系統生物膜法中的一種，運用于常規的污水處理中可有效地解決活性污泥法的污泥膨脹問題，并且由于膜上生物量大，生物相豐富，既有表層的好氧微生物，又有內層的厭氧微生物，因而具有抗水量、水質沖擊負荷的優點，同時生物膜上還能生長世代時間較長的硝化菌等。
Pitea滲濾液處理廠即采用生物轉盤處理垃圾滲濾液，設計規模500m/d，設計轉盤表面積3000m，平均設計負荷4.8g[NH3-N/(m·d)。該廠利用填埋場氣體加熱使進人生物轉盤的滲濾液溫度保持在20℃左右，取得了良好的處理效果。
厭氧氧化處理
厭氧生物處理可采用厭氧生物濾池，厭氧接觸法，上流式厭氧污泥床反應器及分段厭氧消化等，實踐證明厭氧處理時高質量濃度BOD5>2000mg/L有機廢水的處理是有效的，但單獨采用厭氧生物處理滲濾液的情況很少見。
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各種生物法的比較
生物法中，好氧工藝的活性污泥法和生物轉盤的處理效果好，停留時間較短(6～24h)、運行經驗豐富，但工程投資大。運行管理費用高;相對來說穩定塘工藝比較簡單，投資省，管理方便，但停留時間長(10～30d)、占地面積大且凈化能力隨季節變化較大。厭氧處理工藝發展很快，特別適合于高濃度的有機廢水，它的缺點是停留時間長，污染物的去除率相對較低，對溫度的變化比較敏感，但通過研究表明厭氧系統產生的氣體可以滿足系統的能量需要，若將這部分能量加以合理利用，將能夠確保厭氧工藝有穩定的處理效果，還能降低處理費用。因而對于高濃度有機物的垃圾滲濾液，采用厭氧和好氧工藝的組合處理，無論是對于提高處理效率，還是降低運行費用都是有意義的。
物化法過去只用在處理填埋時間較長的單元中排出的滲濾液，而今隨著滲濾液控制排放標準的日益嚴格，物化法也用來處理新鮮的滲濾液，且是滲濾液后處理工藝中常用的方法之一。物化法包括絮凝沉淀、活性炭吸附、膜分離和化學氧化法等。
絮凝沉淀
實驗證明;生物處理后的滲濾液進行絮凝沉淀時(利用鐵鹽或鋁鹽作絮凝劑)，即使在BOD5很低(<25mg/L)的情況下，CODcr的去除率仍可以達到50%，反應過程中較佳的pH值對于鐵鹽和鋁鹽分別為4.5～4.8和5.0～5.5，較小的加藥量在250-500g/m之間。
絮凝沉淀工藝的不足之處是會產生大量的化學污泥;出水的pH值較低，含鹽量高;氨氮的去除率較低等。所以絮凝沉淀工藝即使有可觀的處理效率，在選用時還是要慎重考慮。
反滲透
反滲透經常用于滲濾液的后處理中，因其能夠去除中等分子量的溶解性有機物，國內早期利用醋酸纖維膜進行的試驗表明，CODcr的去除率可以過80%，雖然在運行過程中有膜污染的問題，但反滲透工藝作為后處理工藝設在生物預處理后或物化法之后，負責去除低分子量的有機物、膠體和懸浮物，可以提高處理效率和膜的使用壽命[5]。根據Ehrig在1989年的研究，一，級反滲透工藝可使CODcr、BOD5和有機鹵代物(AOX)的去除率達到80%，但是氨氮和氯離子的去除率要達到較高水平則至少需要二級反滲透工藝。
活性炭吸附
活性炭吸附工藝適用于處理填埋時間長的或經過生物預處理后的滲濾液，它能去除中等分子量的有機物質。20世紀70年代在歐洲的實驗室研究表明，CODcr的去除率為50%-60%，若用石灰石作預處理，去除率可高達80%，而活性炭處理了140床后去除效率將明顯下降。在生產性試驗中，由于滲濾液水質水量多變等原因，出現了去除效率下降和活性炭被大量污染的現象。
活性炭的投加量與去除的CODcr量的線性關系當活性炭的投加量為800～1200g/m時，每克活性炭吸附3.0-3.2mgCODcr。活性炭吸附工藝的主要問題是高額的費用。盡管如此，首先，進行生物預處理，再將該工藝與絮凝沉淀工藝相結合時，能確保出水的CODCr和AOX較低。
化學氧化
化學氧化工藝可以有效消除污染物，而不會產生絮凝沉淀工藝中形成的污染物被濃縮的化學污泥。該工藝常用于廢水的消毒處理，而很少用于有機物的氧化，主要是由于投加藥劑量很高而帶來的經濟問題。對于滲濾液中一些難控制的有機污染物，化學氧化工藝可以考慮使用。
常用的化學氧化劑有氯氣、次氯酸鈣、高錳酸鉀和臭氧等。用次氯酸鈣作氧化劑時CODcr的去除率不過50%;用臭氧作氧化劑時，沒有剩余污泥的問題，CODcr的去除率也不過50%，對于含有大量的有機酸的酸性滲濾液使用臭氧作氧化劑不是很有效的，因為有機酸是耐臭氧的，相應就需要很高的投加劑量和較長的接觸時間。過氧化氫作氧化劑時因為可以去除硫化氫而主要用來除臭氣，加藥量一般每一份溶解性的硫要投加1.5～3.0份的過氧化氫。用化學氧化法處理滲濾液的研究還處在實驗室階段，主要的問題是處理費用太高，但對于垃圾填埋場封場后所產生的小水量、低含量的難降解滲濾液處理還是有一定意義的。
土地法
用土地法處理滲濾液的主要形式是滲濾液回灌和土壤植物處理系統。
在英國進行的滲濾液回灌生產性試驗中發現，滲濾液回灌不僅因為蒸發的作用而可以減少滲濾液的水量，而且還能大幅度降低滲濾液中有機物的含量。
土壤植物處理系統(S-P系統)不僅利用土壤或陳垃圾的物化及生化作用，而且還利用了植物根系對微生物的強化和植物修復技術。1985-1986年在瑞典建立了大規模現場S-P系統進行試驗，該系統占用了總面積為22公頃的填埋場中的4公頃，其中1.2公頃種植了柳樹，另外2.8公頃種植了各種草本植物。試驗區域為填埋場邊緣的3個坡地，種植了30000棵柳樹。在試驗的起初3年中，灌入試驗區域的滲濾液共計3290mm，測得年平均的蒸發量為340mm，為降水量的46%，而在試驗前相應區域的年平均蒸發量為140mm，為年降水量的19%，蒸發量增加了二到三倍。該系統不光有減量的功能，還能夠降低滲濾液的濃度，例如氨氮濃度平均下降了60%，從6.93mmol/L下降到了2.96mmol/L，可以肯定隨著柳樹的生長和根系的發展，處理效果還可能進一步地提高。
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處理技術
回灌技術
滲濾液回灌是將收集后的滲濾液再次回灌入填埋場，利用填埋場堆體內的微生物對滲濾液進行處理的一種技術，它是滲濾液管理的一種有效方法。由于垃圾堆體內存在大量的孔隙，因此垃圾堆體具有較強的額外貯水能力，并且該貯水能力隨垃圾堆體填埋高度的增加而增加。有關研究表明：當所填埋生活垃圾的飽和度為50%，填埋高度為50m時，每公頃生活垃圾填埋場額外貯水能力為125×10m。
許多研究表明，通過滲濾液回灌增加填埋場堆體內的濕度，不僅可以改善滲濾液的水質，降低滲濾液中BOD、COD及重金屬的濃度，而且可以加速填埋堆體的穩定，使填埋場穩定期縮短至2～3a，并增加填埋場的甲烷產氣率。
表面水塘回灌法
表面水塘回灌法就是在生活垃圾填埋場的表面開挖基坑，內置級配碎石，滲濾液回灌到水塘內，然后滲透到填埋堆體內，通常水塘的直徑大約為5m，深度約為1.5m。此種回灌方法在美國佛羅里達州有較成功的應用實例。廣州的李坑生活垃圾填埋場在運營管理時也采用了這種回灌方式，在滲濾液減量及改善水質方面取得了較好的效果。
滲濾液的表面水塘回灌法同樣也會帶來環境問題，如氣味、蒼蠅等，并且由于水塘的位置相對較為固定，其開挖深度較淺，在一定程度上影響了滲濾液的回灌頻率與容量。
垂直豎井回灌法
垂直豎井回灌法是滲濾液回灌比較常用的方法之一，為了避免短流，回灌井的底部是不透水的。由于垂直回灌法回灌點相對比較固定，在設計時，回灌井的間距應適當，若回灌井的距離太密，則影響填埋場垃圾的堆放與壓實，但太疏，則未充分利用填埋場的貯水能力，導致填埋場濕度不均勻。在國外，每個回灌井的服務范圍通常為1600～8000m。由于垃圾填埋場初期的沉降比較厲害，在沉降過程中可能會破壞垂直回灌井的整體性，并且，如果豎井的基礎是支撐在膜上面的，則有可能導致膜的破損。
水平回灌法
水平回灌法是在垃圾面一定深度下開挖盲溝，內置穿孔的HDPE管，盲溝內填充礫石或廢棄的輪胎碎片，由于水平管網覆蓋面積大，該系統比其他回灌方式引入填埋場的滲濾液量大，但是也不能過度使用。有報道表明，水平回灌系統的過度使用會導致滲濾液收集系統收集量的加大，并且滲濾液的濃度峰值也將會增加。由于該系統是敷設在垃圾面底下的，無論是正在使用的填埋場還是封場后的填埋場，均可采用此系統進行滲濾液回灌。
滲濾液回灌可以改善滲濾液的水質情況，并加速填埋堆體的穩定。為了使滲濾液回灌獲得較好的效果，應盡量使填埋堆體內濕度均勻，避免短流現象、局部飽和及頂部、邊坡穿透現象的發生。在此，本文將就滲濾液回灌效果的影響因素進行論述分析，并提出操作建議。
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垃圾堆積特性
垃圾堆體各向同性就是指在各個方向上，垃圾具有相同的滲透性。滲濾液回灌時，垃圾堆體各向同性可使其持水均勻，達到比較好的滲濾液回灌效果。但實際上，由于大部分城市采用由環衛工人上門收集袋裝垃圾的收集形式，而且，盛裝垃圾的塑料袋很少采用可生物降解的垃圾袋，因此，大大影響了生活垃圾各向同性的性能，在滲濾液回灌的過程中，容易導致滲濾液的短流或滲濾液在垃圾堆體內的聚集，而不能均勻分布在垃圾堆體內，達不到充分利用填埋場內的生物群體降解滲濾液的目的。
在生活垃圾填埋前，進行垃圾破碎是達到垃圾堆體各向同性的一種比較有效的方法，但是在許多城市，由于日產垃圾量較大，填埋前對袋裝垃圾進行破碎不太可行，因此向居民宣傳使用可快速生物降解的環保垃圾袋是非常有必要的。
垃圾在填埋時，先由推土機將垃圾均勻推開，然后由壓實機來回壓實，到達一定的壓實度后再堆填另一層垃圾。在一定程度上，垃圾的壓實度也影響滲濾液的回灌效果。有研究表明，隨著垃圾豎向滲透性的減少，滲濾液的橫向擴散度將增加，這主要是在實際施工作業時，由于邊坡比較難壓實，垃圾堆體的縱向壓實度通常都大于橫向壓實度，即橫向滲透性大于縱向滲透性，因此很容易造成滲濾液的橫向邊坡穿透。在敷設滲濾液回灌系統時，為了避免因縱、橫向壓實度不均勻而造成的邊坡穿透，建議滲濾液的回灌系統的安裝位置至少應距邊坡6m遠。
中間覆蓋層
當填埋單元輪換，前一個垃圾作業面上較長時間不再填垃圾時，會在其表面敷蓋一層滲透性較低的中間覆蓋層，以減少雨水滲入形成滲濾液，該單元繼續填埋時，若是采用粘土作中間覆蓋層，通常這一中間覆蓋層將保留在垃圾堆體內。
當對垃圾填埋場進行滲濾液回灌處理時，應考慮這一低滲透性的中間覆蓋層對滲濾液回灌效果所帶來的負面影響。由于低滲透性的中間覆蓋層的存在，滲濾液回灌入填埋場內時，會有部分的滲濾液滯留于中間覆蓋層上，而不會沿垂直方向滲透，堆體內的濕度將會分布不均勻，當過飽和后，回灌的滲濾液會沿著滲透性較大的水平方向滲透，從而可能出現邊坡穿透的現象。為了避免這種現象的發生，建議在滲濾液回灌的填埋場內，中間覆蓋層采用可重復使用的人工覆蓋層，或繼續填埋時將中間覆蓋層去除，這不僅可增加填埋容積，而且可改善滲濾液的回灌效果。
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工程列舉
處理工程的規模為200m3/d，滲濾液經過收集管進入調節池，調節池是利用原建成的容積約8400m3廢水池，滲濾液現匯集于此，經過長時間的停留，發生厭氧水解。為避免調節池敞口散發臭氣，池面用HDPE覆蓋，與空氣隔熱。熱后用污水泵以9.8m3/h的流量將污水抽送到生化池。生化池包括反硝化池和硝化池，在硝化池中，通過高活性的好養微生物作用，降解大部分有機物，并使氨氮和有機氮氧化為硝酸鹽和亞硝酸鹽，回流到反硝化池，在缺氧環境中還原成氮氣排出，達到脫氮的目的。硝化和反硝化的布置采用前置反硝化形式。滲濾液進入1座容積為175m3的反硝化池，而后進入2座容積為270m3的硝化池。硝化后以6～9倍的回流量回至反硝化池脫氮。經過生物反應后的混合液通過濾膜分離凈化水餓菌體，污泥回流可使生化反應器中的污泥濃度達到20g/L。經過不斷馴化形成的微生物菌群，對滲濾液中難生物降解的有機物也能逐步降解。該填埋場滲濾液BOD/COD≈0.5,可生化性較好，COD設計去除率90%。滲濾液中的氮源，部分被生物合成，其它在硝化池內氧化為硝酸鹽和亞硝酸鹽，并在反硝化中還原為氮氣而去除，NH3-N設計去除率為99%。
生化池采用內循環射流曝氣系統，氧利用率高達30%。MBR的剩余污泥量很小，排泥量20m3/d左右，可去填埋場處置。與傳統生化處理工藝相比，混合流通過濾系統進行固液分離，將粒徑大于0.02μm的顆粒、懸浮物等截留在系統內，濾出水清澈。有單獨循環泵以產生較大的過濾通量，避免膜管堵塞。濾較大壓力為0.6MPa，膜管由清洗泵沖洗，清洗后的清洗水在膜環路中循環回到清晰槽，直到充分清洗，每3個月加化學藥劑清洗一次。
為了達到更好的出水水質，濾出水后可再進入納濾系統，截留那些不易降解的大分子有機物，使出水COD降到120mg/L，以下或更低的水平，出水穩定達標。處理過程中的納濾系統采用特殊納濾膜和工藝設計，可使鹽隨凈化水排出，不會出現鹽富集現象。納濾凈化水回收率85%，較大壓力為3.5MPa。
納濾產生濃縮液量為1.5m3/h，將采用混凝沉淀進一步處理。采用具有混凝和吸附作用的復合型混凝劑，COD去除率可達70%以上，產生污泥5m3/d，回填埋場處置。上清液回調節池，通過調節池的長時間水解酸化作用，可改善其生化處理性能，不會產生有機物的富集現象。采用該工藝處理某填埋場滲濾液，適應性強，能確保不同季節不同水質條件下，出歲穩定達標。特別是該工藝具有一定的前性，既適合滲濾液可生化性較好的情況。大量工程實例表明，即使對于BOD/COD小于0.2的老填埋場滲濾液，MBR與納濾處理也能使出水COD、BOD和NH3-N達標。
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基本介紹
垃圾滲濾液水質復雜，含有多種有毒有害的無機物和有機物，滲濾液中還含有難以生物降解的萘、菲等非氯化芳香族化合物、氯化芳香族化物，磷酸醋，酚類化合物和苯胺類化合物等。
垃圾滲濾液中CODcr、BOD5濃度高值可達數千至幾萬，和城市污水相比，濃度高得多，所以滲濾液不經過嚴格的處理、處置是不可以直接排入城市污水處理管道的。一般而言，CODcr、BOD5、BOD5/CODcr隨填埋場的“年齡”增長而降低，堿度含量則升高。
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處理工藝
生物法是滲濾液處理中常用的一種方法，由于其運行費用相對較低、處理效率高，不會出現化學污泥等造成二次污染，因而被世界各國廣泛采用。垃圾滲濾液處理工藝形式有傳統活性污泥法、穩定塘、生物轉盤、厭氧固定膜生物反應器等。
一種典型的滲濾液處理工藝是IBAF作為主要處理工藝，再與其他處理工藝相結合。選用厭氧生物濾池（IAF）和曝氣生物濾池(IBAF)相結合作為生物處理工藝，厭氧生物濾池利用厭氧微生物的水解、發酵、酸化作用，大量降低COD，提高污水的B/C值，通過反硝化菌實現脫氮，還可降低污水處理的成本；厭氧生物濾池的出水進入曝氣生物濾池進行好氧處理，通過好氧菌使有機物轉變為二氧化碳和水，氨氮轉變為硝酸根和亞硝酸根，微量重金屬離子與微生物螯合而得以去除。生物處理所選用的微生物是專用微生物與復合酶制劑，該產品是采用基因工程的手段對自然微生物的強化與改性，提高微生物的活性及適應性，可有效的降解污水中的芳烴、酚、萘等難降解有機物。
活性污泥法
美國和德國幾個垃圾填埋場采用活性污泥法處理滲濾液，其實際運行結果表明：通過提高污泥濃度來降低污泥的有機負荷，可以獲得令人滿意的處理效果。如美國賓州的Fall Township污水處理廠，其垃圾滲濾液進水的CODcr為6000～21000mg/L，BOD5為3000～13000mg/L，氨氮為200～2000mg/L，曝氣池的污泥為6000～12000mg/L，是一般污泥的質量濃度的3～6倍。在體積有機負荷為1.87kg[BOD5]/(m·d)，F/M為0.15-0.31kg[BOD5]/kg[MLSS·d)時，BOD5的去除率為97%;在體積有機負荷為0.3kg[BOD5]/(m·d)，F/M為0.03-0·05ks[BOD5]/(kg[MLSS]·d)時，BOD5的去除率為92%。
穩定塘
國外早在80年代就有成功運用穩定塘技術處理滲濾液的生產性處理廠(HowardRobison，1992)，英國在1983年建成的BrynPostey填埋場滲濾液處理廠，運用曝氣氧化塘技術處理滲濾液。該氧化塘有效庫容1000m，由高密度聚乙烯材料(HDPE膜)作防滲襯底，采用兩臺表面曝氣機進行曝氣，滲濾液較小水力停留時間10d，滲濾液處理量D-150m/d。此系統自1983年開始運行，滲濾液CODcr和BOD5較大分別達24000mg/L和10000mg/L，F/M為0.05～0.3kg[BOD5]/kg[MLSS]·d)時，CODcr去除率達97%。
生物轉盤
生物轉盤是所謂固定生長系統生物膜法中的一種，運用于常規的污水處理中可有效地解決活性污泥法的污泥膨脹問題，并且由于膜上生物量大，生物相豐富，既有表層的好氧微生物，又有內層的厭氧微生物，因而具有抗水量、水質沖擊負荷的優點，同時生物膜上還能生長世代時間較長的硝化菌等。
Pitea滲濾液處理廠即采用生物轉盤處理垃圾滲濾液，設計規模500m/d，設計轉盤表面積3000m，平均設計負荷4.8g[NH3-N/(m·d)。該廠利用填埋場氣體加熱使進人生物轉盤的滲濾液溫度保持在20℃左右，取得了良好的處理效果。
厭氧氧化處理
厭氧生物處理可采用厭氧生物濾池，厭氧接觸法，上流式厭氧污泥床反應器及分段厭氧消化等，實踐證明厭氧處理時高質量濃度BOD5>2000mg/L有機廢水的處理是有效的，但單獨采用厭氧生物處理滲濾液的情況很少見。
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各種生物法的比較
生物法中，好氧工藝的活性污泥法和生物轉盤的處理效果好，停留時間較短(6～24h)、運行經驗豐富，但工程投資大。運行管理費用高;相對來說穩定塘工藝比較簡單，投資省，管理方便，但停留時間長(10～30d)、占地面積大且凈化能力隨季節變化較大。厭氧處理工藝發展很快，特別適合于高濃度的有機廢水，它的缺點是停留時間長，污染物的去除率相對較低，對溫度的變化比較敏感，但通過研究表明厭氧系統產生的氣體可以滿足系統的能量需要，若將這部分能量加以合理利用，將能夠確保厭氧工藝有穩定的處理效果，還能降低處理費用。因而對于高濃度有機物的垃圾滲濾液，采用厭氧和好氧工藝的組合處理，無論是對于提高處理效率，還是降低運行費用都是有意義的。
物化法過去只用在處理填埋時間較長的單元中排出的滲濾液，而今隨著滲濾液控制排放標準的日益嚴格，物化法也用來處理新鮮的滲濾液，且是滲濾液后處理工藝中常用的方法之一。物化法包括絮凝沉淀、活性炭吸附、膜分離和化學氧化法等。
絮凝沉淀
實驗證明;生物處理后的滲濾液進行絮凝沉淀時(利用鐵鹽或鋁鹽作絮凝劑)，即使在BOD5很低(<25mg/L)的情況下，CODcr的去除率仍可以達到50%，反應過程中較佳的pH值對于鐵鹽和鋁鹽分別為4.5～4.8和5.0～5.5，較小的加藥量在250-500g/m之間。
絮凝沉淀工藝的不足之處是會產生大量的化學污泥;出水的pH值較低，含鹽量高;氨氮的去除率較低等。所以絮凝沉淀工藝即使有可觀的處理效率，在選用時還是要慎重考慮。
反滲透
反滲透經常用于滲濾液的后處理中，因其能夠去除中等分子量的溶解性有機物，國內早期利用醋酸纖維膜進行的試驗表明，CODcr的去除率可以過80%，雖然在運行過程中有膜污染的問題，但反滲透工藝作為后處理工藝設在生物預處理后或物化法之后，負責去除低分子量的有機物、膠體和懸浮物，可以提高處理效率和膜的使用壽命[5]。根據Ehrig在1989年的研究，一，級反滲透工藝可使CODcr、BOD5和有機鹵代物(AOX)的去除率達到80%，但是氨氮和氯離子的去除率要達到較高水平則至少需要二級反滲透工藝。
活性炭吸附
活性炭吸附工藝適用于處理填埋時間長的或經過生物預處理后的滲濾液，它能去除中等分子量的有機物質。20世紀70年代在歐洲的實驗室研究表明，CODcr的去除率為50%-60%，若用石灰石作預處理，去除率可高達80%，而活性炭處理了140床后去除效率將明顯下降。在生產性試驗中，由于滲濾液水質水量多變等原因，出現了去除效率下降和活性炭被大量污染的現象。
活性炭的投加量與去除的CODcr量的線性關系當活性炭的投加量為800～1200g/m時，每克活性炭吸附3.0-3.2mgCODcr。活性炭吸附工藝的主要問題是高額的費用。盡管如此，首先，進行生物預處理，再將該工藝與絮凝沉淀工藝相結合時，能確保出水的CODCr和AOX較低。
化學氧化
化學氧化工藝可以有效消除污染物，而不會產生絮凝沉淀工藝中形成的污染物被濃縮的化學污泥。該工藝常用于廢水的消毒處理，而很少用于有機物的氧化，主要是由于投加藥劑量很高而帶來的經濟問題。對于滲濾液中一些難控制的有機污染物，化學氧化工藝可以考慮使用。
常用的化學氧化劑有氯氣、次氯酸鈣、高錳酸鉀和臭氧等。用次氯酸鈣作氧化劑時CODcr的去除率不過50%;用臭氧作氧化劑時，沒有剩余污泥的問題，CODcr的去除率也不過50%，對于含有大量的有機酸的酸性滲濾液使用臭氧作氧化劑不是很有效的，因為有機酸是耐臭氧的，相應就需要很高的投加劑量和較長的接觸時間。過氧化氫作氧化劑時因為可以去除硫化氫而主要用來除臭氣，加藥量一般每一份溶解性的硫要投加1.5～3.0份的過氧化氫。用化學氧化法處理滲濾液的研究還處在實驗室階段，主要的問題是處理費用太高，但對于垃圾填埋場封場后所產生的小水量、低含量的難降解滲濾液處理還是有一定意義的。
土地法
用土地法處理滲濾液的主要形式是滲濾液回灌和土壤植物處理系統。
在英國進行的滲濾液回灌生產性試驗中發現，滲濾液回灌不僅因為蒸發的作用而可以減少滲濾液的水量，而且還能大幅度降低滲濾液中有機物的含量。
土壤植物處理系統(S-P系統)不僅利用土壤或陳垃圾的物化及生化作用，而且還利用了植物根系對微生物的強化和植物修復技術。1985-1986年在瑞典建立了大規模現場S-P系統進行試驗，該系統占用了總面積為22公頃的填埋場中的4公頃，其中1.2公頃種植了柳樹，另外2.8公頃種植了各種草本植物。試驗區域為填埋場邊緣的3個坡地，種植了30000棵柳樹。在試驗的起初3年中，灌入試驗區域的滲濾液共計3290mm，測得年平均的蒸發量為340mm，為降水量的46%，而在試驗前相應區域的年平均蒸發量為140mm，為年降水量的19%，蒸發量增加了二到三倍。該系統不光有減量的功能，還能夠降低滲濾液的濃度，例如氨氮濃度平均下降了60%，從6.93mmol/L下降到了2.96mmol/L，可以肯定隨著柳樹的生長和根系的發展，處理效果還可能進一步地提高。
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處理技術
回灌技術
滲濾液回灌是將收集后的滲濾液再次回灌入填埋場，利用填埋場堆體內的微生物對滲濾液進行處理的一種技術，它是滲濾液管理的一種有效方法。由于垃圾堆體內存在大量的孔隙，因此垃圾堆體具有較強的額外貯水能力，并且該貯水能力隨垃圾堆體填埋高度的增加而增加。有關研究表明：當所填埋生活垃圾的飽和度為50%，填埋高度為50m時，每公頃生活垃圾填埋場額外貯水能力為125×10m。
許多研究表明，通過滲濾液回灌增加填埋場堆體內的濕度，不僅可以改善滲濾液的水質，降低滲濾液中BOD、COD及重金屬的濃度，而且可以加速填埋堆體的穩定，使填埋場穩定期縮短至2～3a，并增加填埋場的甲烷產氣率。
表面水塘回灌法
表面水塘回灌法就是在生活垃圾填埋場的表面開挖基坑，內置級配碎石，滲濾液回灌到水塘內，然后滲透到填埋堆體內，通常水塘的直徑大約為5m，深度約為1.5m。此種回灌方法在美國佛羅里達州有較成功的應用實例。廣州的李坑生活垃圾填埋場在運營管理時也采用了這種回灌方式，在滲濾液減量及改善水質方面取得了較好的效果。
滲濾液的表面水塘回灌法同樣也會帶來環境問題，如氣味、蒼蠅等，并且由于水塘的位置相對較為固定，其開挖深度較淺，在一定程度上影響了滲濾液的回灌頻率與容量。
垂直豎井回灌法
垂直豎井回灌法是滲濾液回灌比較常用的方法之一，為了避免短流，回灌井的底部是不透水的。由于垂直回灌法回灌點相對比較固定，在設計時，回灌井的間距應適當，若回灌井的距離太密，則影響填埋場垃圾的堆放與壓實，但太疏，則未充分利用填埋場的貯水能力，導致填埋場濕度不均勻。在國外，每個回灌井的服務范圍通常為1600～8000m。由于垃圾填埋場初期的沉降比較厲害，在沉降過程中可能會破壞垂直回灌井的整體性，并且，如果豎井的基礎是支撐在膜上面的，則有可能導致膜的破損。
水平回灌法
水平回灌法是在垃圾面一定深度下開挖盲溝，內置穿孔的HDPE管，盲溝內填充礫石或廢棄的輪胎碎片，由于水平管網覆蓋面積大，該系統比其他回灌方式引入填埋場的滲濾液量大，但是也不能過度使用。有報道表明，水平回灌系統的過度使用會導致滲濾液收集系統收集量的加大，并且滲濾液的濃度峰值也將會增加。由于該系統是敷設在垃圾面底下的，無論是正在使用的填埋場還是封場后的填埋場，均可采用此系統進行滲濾液回灌。
滲濾液回灌可以改善滲濾液的水質情況，并加速填埋堆體的穩定。為了使滲濾液回灌獲得較好的效果，應盡量使填埋堆體內濕度均勻，避免短流現象、局部飽和及頂部、邊坡穿透現象的發生。在此，本文將就滲濾液回灌效果的影響因素進行論述分析，并提出操作建議。
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垃圾堆積特性
垃圾堆體各向同性就是指在各個方向上，垃圾具有相同的滲透性。滲濾液回灌時，垃圾堆體各向同性可使其持水均勻，達到比較好的滲濾液回灌效果。但實際上，由于大部分城市采用由環衛工人上門收集袋裝垃圾的收集形式，而且，盛裝垃圾的塑料袋很少采用可生物降解的垃圾袋，因此，大大影響了生活垃圾各向同性的性能，在滲濾液回灌的過程中，容易導致滲濾液的短流或滲濾液在垃圾堆體內的聚集，而不能均勻分布在垃圾堆體內，達不到充分利用填埋場內的生物群體降解滲濾液的目的。
在生活垃圾填埋前，進行垃圾破碎是達到垃圾堆體各向同性的一種比較有效的方法，但是在許多城市，由于日產垃圾量較大，填埋前對袋裝垃圾進行破碎不太可行，因此向居民宣傳使用可快速生物降解的環保垃圾袋是非常有必要的。
垃圾在填埋時，先由推土機將垃圾均勻推開，然后由壓實機來回壓實，到達一定的壓實度后再堆填另一層垃圾。在一定程度上，垃圾的壓實度也影響滲濾液的回灌效果。有研究表明，隨著垃圾豎向滲透性的減少，滲濾液的橫向擴散度將增加，這主要是在實際施工作業時，由于邊坡比較難壓實，垃圾堆體的縱向壓實度通常都大于橫向壓實度，即橫向滲透性大于縱向滲透性，因此很容易造成滲濾液的橫向邊坡穿透。在敷設滲濾液回灌系統時，為了避免因縱、橫向壓實度不均勻而造成的邊坡穿透，建議滲濾液的回灌系統的安裝位置至少應距邊坡6m遠。
中間覆蓋層
當填埋單元輪換，前一個垃圾作業面上較長時間不再填垃圾時，會在其表面敷蓋一層滲透性較低的中間覆蓋層，以減少雨水滲入形成滲濾液，該單元繼續填埋時，若是采用粘土作中間覆蓋層，通常這一中間覆蓋層將保留在垃圾堆體內。
當對垃圾填埋場進行滲濾液回灌處理時，應考慮這一低滲透性的中間覆蓋層對滲濾液回灌效果所帶來的負面影響。由于低滲透性的中間覆蓋層的存在，滲濾液回灌入填埋場內時，會有部分的滲濾液滯留于中間覆蓋層上，而不會沿垂直方向滲透，堆體內的濕度將會分布不均勻，當過飽和后，回灌的滲濾液會沿著滲透性較大的水平方向滲透，從而可能出現邊坡穿透的現象。為了避免這種現象的發生，建議在滲濾液回灌的填埋場內，中間覆蓋層采用可重復使用的人工覆蓋層，或繼續填埋時將中間覆蓋層去除，這不僅可增加填埋容積，而且可改善滲濾液的回灌效果。
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工程列舉
處理工程的規模為200m3/d，滲濾液經過收集管進入調節池，調節池是利用原建成的容積約8400m3廢水池，滲濾液現匯集于此，經過長時間的停留，發生厭氧水解。為避免調節池敞口散發臭氣，池面用HDPE覆蓋，與空氣隔熱。熱后用污水泵以9.8m3/h的流量將污水抽送到生化池。生化池包括反硝化池和硝化池，在硝化池中，通過高活性的好養微生物作用，降解大部分有機物，并使氨氮和有機氮氧化為硝酸鹽和亞硝酸鹽，回流到反硝化池，在缺氧環境中還原成氮氣排出，達到脫氮的目的。硝化和反硝化的布置采用前置反硝化形式。滲濾液進入1座容積為175m3的反硝化池，而后進入2座容積為270m3的硝化池。硝化后以6～9倍的回流量回至反硝化池脫氮。經過生物反應后的混合液通過濾膜分離凈化水餓菌體，污泥回流可使生化反應器中的污泥濃度達到20g/L。經過不斷馴化形成的微生物菌群，對滲濾液中難生物降解的有機物也能逐步降解。該填埋場滲濾液BOD/COD≈0.5,可生化性較好，COD設計去除率90%。滲濾液中的氮源，部分被生物合成，其它在硝化池內氧化為硝酸鹽和亞硝酸鹽，并在反硝化中還原為氮氣而去除，NH3-N設計去除率為99%。
生化池采用內循環射流曝氣系統，氧利用率高達30%。MBR的剩余污泥量很小，排泥量20m3/d左右，可去填埋場處置。與傳統生化處理工藝相比，混合流通過濾系統進行固液分離，將粒徑大于0.02μm的顆粒、懸浮物等截留在系統內，濾出水清澈。有單獨循環泵以產生較大的過濾通量，避免膜管堵塞。濾較大壓力為0.6MPa，膜管由清洗泵沖洗，清洗后的清洗水在膜環路中循環回到清晰槽，直到充分清洗，每3個月加化學藥劑清洗一次。
為了達到更好的出水水質，濾出水后可再進入納濾系統，截留那些不易降解的大分子有機物，使出水COD降到120mg/L，以下或更低的水平，出水穩定達標。處理過程中的納濾系統采用特殊納濾膜和工藝設計，可使鹽隨凈化水排出，不會出現鹽富集現象。納濾凈化水回收率85%，較大壓力為3.5MPa。
納濾產生濃縮液量為1.5m3/h，將采用混凝沉淀進一步處理。采用具有混凝和吸附作用的復合型混凝劑，COD去除率可達70%以上，產生污泥5m3/d，回填埋場處置。上清液回調節池，通過調節池的長時間水解酸化作用，可改善其生化處理性能，不會產生有機物的富集現象。采用該工藝處理某填埋場滲濾液，適應性強，能確保不同季節不同水質條件下，出歲穩定達標。特別是該工藝具有一定的前性，既適合滲濾液可生化性較好的情況。大量工程實例表明，即使對于BOD/COD小于0.2的老填埋場滲濾液，MBR與納濾處理也能使出水COD、BOD和NH3-N達標。
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