-时 间： 2005/3/3 9:15:14
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摘要： 在城市垃圾卫生填埋过程中，由于垃圾的分解以及降水、地表水、地下水渗透、灌溉、液体废弃物等综合因素的作用，产生了垃圾渗沥液。为防止垃圾渗沥液对环境造成二次污染，需对其处理方可排放。由于渗沥液的水质水量具有复杂、多变的特点，因此，针对具体情况，寻求技术经济合理的处理方式与工艺、技术，在城市垃圾日益增长、垃圾卫生填埋处置任务日益紧迫的今天，显得尤为重要。本文将对国内外垃圾渗沥液处理的两个关键环节即处理方式与工艺技术进行分析探讨。
关键词： 垃圾渗沥液 理方式 国内外 技术分析
1 渗沥液处理方式
常用的垃圾渗沥液处理方式有以下四种：
（1）将渗沥液输送至城市污水处理厂进行合并处理；
（2）经预处理后输送至城市污水处理厂合并处理，即预处理--合并处理；
（3）渗沥液回灌至填埋场的循环喷洒处理；
（4）在填埋场建设污水处理厂进行单独处理。
1.1合并处理
垃圾渗沥液与适当规模的城市污水处理厂合并处理是最为简单的处理方式。渗沥液中所含成份与城市污水相近，主要不同点是渗沥液含有较高的CODcr、BOD5及氨氮物质浓度，较低的磷物质含量。当渗沥液单独处理时，要采取必要的措施，用以保证生化处理所需要的适当的C:N:P比例，因而使处理流程较为复杂。合并处理时，由于城市污水量较大，对渗沥液可起到缓冲、稀释作用，同时，还可补充磷等营养物质，达到渗沥液与城市污水共同处理的目的。采用合并处理方式时，应考虑两个重要因素，其一是要进行经济平衡分析。一方面，合并处理可以节省单独处理所需要的投资费用；同时，由于垃圾填埋场往往远离城市污水处理厂，渗沥液的输送将需要许多费用，二者应综合考虑。其二是不同污染物浓度的渗沥液量与污水处理厂处理规模的比例要适当。据资料介绍，为保证城市污水处理厂的正常运行，避免渗沥液对城市污水处理厂造成的冲击负荷，要严格控制渗沥液与城市污水的混合比[1]。
图1所示为当渗沥液浓度一定时（以COD计），宜控制的渗沥液与城市污水的体积比的最大值。
由图可见，渗沥液浓度愈高，体积比应控制愈小，否则，将会使城市污水处理系统出现污泥膨胀等问题。
渗沥液与城市污水的合并处理应在经过综合技术经济分析、合理确定渗沥液与城市污水之比例的基础上进行。对于一个城市来讲，应在城市具体规划时，统筹考虑城市污水及城市生活垃圾的处理问题，使合并处理这一简单、经济的处理方式成为可能。
江苏省吴江市将城市生活垃圾、粪便无害化及城市污水处理综合考虑，日处理规模为5000立方米的城市污水处理厂同时接纳垃圾渗沥液及粪便无害化处理过程中产生的上清液；垃圾填埋场则接纳污水处理及粪便无害化处理过程中产生的泥和渣。该综合处理系统具有占地小、投资省、运转费用低的显著特点，产生了较好的效益，是值得借鉴的一种处理模式。
1.2预处理--合并处理
垃圾渗沥液输送至城市污水处理厂进行合并处理前，有时需要进行预处理。预处理的目的是保证生物处理过程中微生物处于良好的生长繁殖环境，即生物可降解的有机基质、适量的营养物质和铜、镍、锌等微量元素。渗沥液中主要营养物质氨氮及重金属离子的实际含量往往高于微生物所需要的浓度，预处理则是去除过量的此类物质以及色度、SS等污染物质，或改善其可生化性、降低负荷，为合并处理的正常运行创造良好的条件。
渗沥液中高浓度的氨氮是影响渗沥液生物处理效果的重要因素。过高的氨氮浓度使渗沥液中的营养比例（C:N:P）失调，抑制微生物的正常生长及合并处理的有效运行。氨氮的去除可采用吹脱等物理化学方法，同时可结合合并生物处理系统的设计，考虑采用具有脱氮功能的A2/O（或A/O）处理系统将其有效地去除。
渗沥液中重金属离子去除的预处理工艺多采用物理化学法。法国A.AMOKRANE等人对于稳定的填埋场的渗沥液开展了采用混凝絮凝方法作为预处理工艺的研究[2]。该项研究报道指出，稳定的填埋场之渗沥液经生化和物化处理后，COD及含盐量仍超过排放要求。在这种情况下，反渗透可有效去除COD及含盐量，但其处理能力往往由于反渗透膜易受到污染的原因而受到影响。为了减少这种影响，研究证明，混凝絮凝方法作为反渗透的预处理措施是行之有效的。但尽管浊度去除率达到了97%，上清液中仍呈现明显的污染（污染指数大于15/min）。在混凝阶段使用H2O2作为氧化剂，并用石灰控制PH值，上清液中的离子浓度和污染指数分别减至2mg/l和5/min以下。由此说明，混凝絮凝方法作为反渗透的预处理是可行的。
预处理-合并处理无论是在经济、运转方式的灵活性或在对出水水质的保证方面，是一种比较理想的处理方式。
1.3循环喷洒处理
将渗沥液收集并通过回灌，使之回到填埋场，称之为循环喷洒处理。渗沥液的循环喷洒处理是一种有效的处理方法，归结起来主要体现在两个方面。一是减量。渗沥液的回喷可通过蒸发或被植被吸收，减少渗沥液的场外处理量，降低渗沥液处理的投资。二是加速稳定化进程。通过回喷可提高垃圾层的含水率，增加垃圾的湿度，增强垃圾中微生物的活性，加速产甲烷的速率及有机物的分解，缩短填埋垃圾的稳定化进程。为强化上述功效，必须注意喷洒的量及喷洒的方式。一般在填埋场处于产酸阶段时，回喷的量较少，在产气阶段则可以逐渐增加回喷量。对于回灌方式则可将新、老填埋区产生的渗沥液交互回灌，以此加速有机物的溶出和有机污染物的分解，同时加速垃圾层的稳定化进程。
循环喷洒处理的不足是不能完全消除渗沥液，对该渗沥液仍需要进行处理方能排放。同时在应用过程中还要注意诸如环境卫生问题、安全及设计技术问题等。
近10年来，该项方法在实际工程中得到了应用。目前美国已有200多座垃圾填埋场采用了此项技术。该项技术在我国的应用较少。据资料介绍，唐山市垃圾卫生填埋场渗沥液处理采用了循环喷洒处理方法[3]。渗沥液经收集并经沉淀调节池处理后，喷灌回流至填埋场；沉淀调节池中的沉淀污泥与渗沥液一并回流至填埋场，避免了污泥的二次污染。
1.4单独处理
当垃圾填埋场远离城市污水处理厂时，为避免渗沥液长距离输送而带来的高额运转费用，可考虑在填埋场附近建设独立的渗沥液处理系统。选用此方法应注意与投资及运行费用有关的三个问题。其一，与城市污水处理厂规模相比，渗沥液的产量较小，因此单独设置小规模的处理系统在单方水投资及运转费用方面缺乏经济上的优势。其二，渗沥液中的营养比例（C:N:P）失调，主要表现在氮含量过高，而磷含量不足，在处理过程中需要花费削减氮及补充磷的费用。此外，对于渗沥液中的多种重金属离子和较高浓度的NH3-N，需要采用化学等方法进行必须的预处理乃至后处理，故其运转费用较高。
2 渗沥液处理技术
2.1渗沥液处理系统的单元构成
垃圾渗沥液中污染物浓度很高，并且含有较高浓度的有毒有害物质。垃圾渗沥液水质随垃圾成分、当地气候、水文、填埋时间及填埋工艺等因素的影响而有显著的变化，其中填埋场场龄是主要影响因素。渗沥液量的变化则主要取决于降水这一因素。鉴于渗沥液水质、水量变化的复杂性，渗沥液处理系统应为多种处理方法组合的具有抗冲击负荷能力强的工艺系统。就填埋场场龄为渗沥液水质主要影响因素而言，应选择相应的处理方法。填埋初期，垃圾渗沥液中含有高浓度的易于生物降解的挥发性有机酸，BOD/COD比值约0.6以上，宜采用生物处理工艺；随着场龄的增加，填埋层日趋稳定，渗沥液中的有机物浓度降低，难于生物降解的物质增加，生物可降解性降低，BOD/COD比值约0.3以下，渗沥液处理宜采用物化方法。
根据不同的渗沥液水质及对处理程度的要求，垃圾渗沥液处理系统一般为如下工艺单元的不同组合：
主处理前需预处理时，一般采用混凝沉淀等物理化学方法，主处理采用厌氧、好氧等生物处理方法，后处理可采用混凝沉淀、过滤、吸附等物理化学方法。
2.2国内外垃圾渗沥液处理技术
多年来国内外专家对垃圾渗沥液处理技术进行了深入研究，研究重点仍以去除有机物及氮为主，根据最新国外文献报道，处理工艺则多采用膜过滤及SBR技术。
垃圾渗沥液中含有一些好氧微生物难于降解的物质，厌氧处理及用强氧化剂氧化是提高这些物质可好氧降解特性的有效途径，而厌氧处理是更为经济的方法。浙江省某城市垃圾填埋场渗沥液处理工程采用厌氧→两段好氧处理工艺[4]。为提高厌氧处理效果，该工程在厌氧池中投放悬浮填料，池底设搅拌器，厌氧池的设计负荷为1.5kgCODcr/m3.d，填料投加量为池容的25%，处理效果较好。
为有效去除有机物和悬浮固体，广州大田山垃圾填埋场采用厌氧→生物接触氧化→混凝沉淀→氧化塘工艺处理渗沥液。当进水BOD5=5000mg/l，COD=8000mg/l，SS=700mg/l，PH=7.4时，出水满足原工业废水排放标准GB74-73， 即BOD5≤60mg/l，COD≤100mg/l，SS≤500mg/l，PH=6～9，取得了成效。
哈尔滨建筑大学采用A（缺氧活性污泥法）→B（淹没式生物膜法：A缺氧段/O好氧段）复合系统处理垃圾渗沥液[5]。结果表明，对于COD=1693.9 mg/l，NH3-N=170.0 mg/l和TN=190.0 mg/l的填埋场渗沥液，经该复合系统处理后，出水COD、NH3-N和TN分别降至97.9mg/l、8.3mg/l和49.5mg/l，相应的去除率分别为94.2%、95.1%和73.9%，达到了良好的去除有机物和脱氮的效果。
日本A.IMAI等专家应用生物活性炭流化床工艺处理"老龄"填埋场渗沥液[6]，充分利用其生物降解和吸附功能。当HRT自24h提高到96h时，溶解性有机碳（DOC）的去除率为42%至58%。去除机理主要由两方面组成，一是生物对渗沥液低分子量物质的降解，因为大分子量物质难于降解；二是活性炭优先吸附低分子量的有机物。该工艺去除DOC的同时，还可去除部分腐殖质。当HRT为24h时，腐殖质的去除率达70%。
以H.TIMUR为主的专家组研究采用厌氧SBR（ASBR）工艺处理垃圾渗沥液[7]。研究表明，ASBR处理渗沥液是可行的。当COD容积负荷和污泥负荷分别为0.4～9.4gCOD/l.d和0.17～1.85gCOD/gVSS.d时，COD去除率为64～85%；去除的COD中约83%转化为甲烷，其余转化为微生物，甲烷转换率按COD投配浓度计为0.2 L CH4/g COD，按去除量计为0.29 L CH4/g COD；污泥产率系数为0.1 g VSS/g COD去除，污泥自身氧化率为0.01/d。
国外一些专家致力于膜工艺技术处理渗沥液的研究，并取得了成功。美国MASSOUD PIRBAZARI等专家采用混合膜过滤技术处理垃圾渗沥液[8]，TOC去除率达到95%以上。1998年瑞典U.WELANDER等专家采用悬浮载体生物膜工艺（SCBP）［9］, 取得了理想的实验室规模的渗沥液生物脱氮效果。实验装置是容积为5M3的塑料池，内装填料（Natrix 6/6C）,其容积占池容积的60%, 渗沥液温度范围为10～26℃时，硝化效果良好，硝化容积负荷率为24gN/m3.h,反硝化容积负荷率为55gN/m3.h。当工艺运行稳定后，无机氮几乎全部去除，总氮去除率达到90%。
3 结论与建议
（1）渗沥液处理方式的选择应根据具体情况，结合技术经济等因素综合考虑。在渗沥液合并处理、预处理--合并处理、循环喷洒处理及单独处理方式中，预处理--合并处理无论是在经济、运转方式的灵活性或在对出水水质的保证方面，是一种比较理想的处理方案，但要注意城市污水处理厂可接纳渗沥液容量的能力。
（2）膜处理技术对有机物及脱氮是行之有效的方法，预计在二十一世纪该技术必将成为渗沥液处理的主导工艺。
（3）填埋过程与渗沥液水质、水量的关系以及调节池容量与处理厂规模的关系，是合理选择处理方式、优化设计参数的重要依据之一，应加强这方面课题的研究力度，使渗沥液处理的设计做到有的放矢。
（4）建议广泛关注国外渗沥液处理技术的发展趋势与技术动态，借鉴他们的成功经验，提高我国渗沥液处理的技术水平。
参考文献
1 沈耀良，等。（1999）城市垃圾填埋场渗沥液处理方案及其分析，给水排水。Vol.25,No.8,PP.18-22.
2 A.AMOKRANE et al. (1997)Land leachates Pretreatment by Coagulation-Flocculation. Wat.Res.Vol.31, No.11, PP.2775-2782.
3 吴晨，等。(1996)城市垃圾填埋场渗沥液处理技术，给水排水。Vol.22, No.5.
4 卢贤飞。(1999)城市垃圾卫生填埋场渗沥液的控制和处理，给水排水。Vol.25, No.6.
5 王宝贞，等。(1996)A（缺氧活性污泥）/B（A/O淹没式生物膜）复合系统处理垃圾填埋场渗沥液，给水排水。Vol.22, No.5.
6 A.IMAI et al.(1995)Biodegradation and Adsorption in Refractory Leachate Treatment by the Biological Activated Carbon Fluidized Bed Process, Wat. Res. Vol.29, No.2, PP.687-694.
7 H.TIMUR et al.(1999)Anaerobic Sequencing Batch Reactor Treatment of Landfill Leachate. Wat. Res. Vol.33, No.15, PP.3225-3230.
8 MASSOUD PIRBAZARI et al.(1996)Hybrid Membrane Filtration Process For leachate Treatment. Wat.Res. Vol.30, No.11, PP.2691-2706.
9 U.WELANDER et al.(1998)Biological Nitrogen Removal From Municipal Landfill Leachate in a Pilat Scale Suspended Carrier Biofilm Process:Wat.Res.Vol.32,No.5,pp.1564-1570.