摘要：在城市垃圾衛(wèi)生填埋過程中，由于垃圾的分解以及降水、地表水、地下水滲透、灌溉、液體廢棄物等綜合因素的作用，產(chǎn)生了垃圾滲瀝液。為防止垃圾滲瀝液對環(huán)境造成二次污染，需對其處理方可排放。由于滲瀝液的水質水量具有復雜、多變的特點，因此，針對具體情況，尋求技術經(jīng)濟合理的處理方式與工藝、技術，在城市垃圾日益增長、垃圾衛(wèi)生填埋處置任務日益緊迫的今天，顯得尤為重要。本文將對國內外垃圾滲瀝液處理的兩個關鍵環(huán)節(jié)即處理方式與工藝技術進行分析探討。

關鍵詞： 垃圾滲瀝液 理方式 國內外 技術分析

1　滲瀝液處理方式

常用的垃圾滲瀝液處理方式有以下四種：

（1）將滲瀝液輸送至城市污水處理廠進行合并處理；

（2）經(jīng)預處理后輸送至城市污水處理廠合并處理，即預處理--合并處理；

（3）滲瀝液回灌至填埋場的循環(huán)噴灑處理；

（4）在填埋場建設污水處理廠進行單獨處理。

1.1合并處理

垃圾滲瀝液與適當規(guī)模的城市污水處理廠合并處理是最為簡單的處理方式。滲瀝液中所含成份與城市污水相近，主要不同點是滲瀝液含有較高的CODcr、 BOD5及氨氮物質濃度，較低的磷物質含量。當滲瀝液單獨處理時，要采取必要的措施，用以保證生化處理所需要的適當?shù)腃:N:P比例，因而使處理流程較為復雜。合并處理時，由于城市污水量較大，對滲瀝液可起到緩沖、稀釋作用，同時，還可補充磷等營養(yǎng)物質，達到滲瀝液與城市污水共同處理的目的。采用合并處理方式時，應考慮兩個重要因素，其一是要進行經(jīng)濟平衡分析。一方面，合并處理可以節(jié)省單獨處理所需要的投資費用；同時，由于垃圾填埋場往往遠離城市污水處理廠，滲瀝液的輸送將需要許多費用，二者應綜合考慮。其二是不同污染物濃度的滲瀝液量與污水處理廠處理規(guī)模的比例要適當。據(jù)資料介紹，為保證城市污水處理廠的正常運行，避免滲瀝液對城市污水處理廠造成的沖擊負荷，要嚴格控制滲瀝液與城市污水的混合比[1]。

圖1所示為當滲瀝液濃度一定時（以COD計），宜控制的滲瀝液與城市污水的體積比的最大值。

由圖可見，滲瀝液濃度愈高，體積比應控制愈小，否則，將會使城市污水處理系統(tǒng)出現(xiàn)污泥膨脹等問題。

滲瀝液與城市污水的合并處理應在經(jīng)過綜合技術經(jīng)濟分析、合理確定滲瀝液與城市污水之比例的基礎上進行。對于一個城市來講，應在城市具體規(guī)劃時，統(tǒng)籌考慮城市污水及城市生活垃圾的處理問題，使合并處理這一簡單、經(jīng)濟的處理方式成為可能。

江蘇省吳江市將城市生活垃圾、糞便無害化及城市污水處理綜合考慮，日處理規(guī)模為5000立方米的城市污水處理廠同時接納垃圾滲瀝液及糞便無害化處理過程中產(chǎn)生的上清液；垃圾填埋場則接納污水處理及糞便無害化處理過程中產(chǎn)生的泥和渣。該綜合處理系統(tǒng)具有占地小、投資省、運轉費用低的顯著特點，產(chǎn)生了較好的效益，是值得借鑒的一種處理模式。

1.2預處理--合并處理

垃圾滲瀝液輸送至城市污水處理廠進行合并處理前，有時需要進行預處理。預處理的目的是保證生物處理過程中微生物處于良好的生長繁殖環(huán)境，即生物可降解的有機基質、適量的營養(yǎng)物質和銅、鎳、鋅等微量元素。滲瀝液中主要營養(yǎng)物質氨氮及重金屬離子的實際含量往往高于微生物所需要的濃度，預處理則是去除過量的此類物質以及色度、SS等污染物質，或改善其可生化性、降低負荷，為合并處理的正常運行創(chuàng)造良好的條件。

滲瀝液中高濃度的氨氮是影響滲瀝液生物處理效果的重要因素。過高的氨氮濃度使?jié)B瀝液中的營養(yǎng)比例（C:N:P）失調，抑制微生物的正常生長及合并處理的有效運行。氨氮的去除可采用吹脫等物理化學方法，同時可結合合并生物處理系統(tǒng)的設計，考慮采用具有脫氮功能的A2/O（或A/O）處理系統(tǒng)將其有效地去除。

滲瀝液中重金屬離子去除的預處理工藝多采用物理化學法。法國A.AMOKRANE等人對于穩(wěn)定的填埋場的滲瀝液開展了采用混凝絮凝方法作為預處理工藝的研究[2]。該項研究報道指出，穩(wěn)定的填埋場之滲瀝液經(jīng)生化和物化處理后，COD及含鹽量仍超過排放要求。在這種情況下，反滲透可有效去除COD及含鹽量，但其處理能力往往由于反滲透膜易受到污染的原因而受到影響。為了減少這種影響，研究證明，混凝絮凝方法作為反滲透的預處理措施是行之有效的。但盡管濁度去除率達到了97%，上清液中仍呈現(xiàn)明顯的污染（污染指數(shù)大于15/min）。在混凝階段使用H2O2作為氧化劑，并用石灰控制PH值，上清液中的離子濃度和污染指數(shù)分別減至2mg/l和5/min以下。由此說明，混凝絮凝方法作為反滲透的預處理是可行的。

預處理-合并處理無論是在經(jīng)濟、運轉方式的靈活性或在對出水水質的保證方面，是一種比較理想的處理方式。

1.3循環(huán)噴灑處理

將滲瀝液收集并通過回灌，使之回到填埋場，稱之為循環(huán)噴灑處理。滲瀝液的循環(huán)噴灑處理是一種有效的處理方法，歸結起來主要體現(xiàn)在兩個方面。一是減量。滲瀝液的回噴可通過蒸發(fā)或被植被吸收，減少滲瀝液的場外處理量，降低滲瀝液處理的投資。二是加速穩(wěn)定化進程。通過回噴可提高垃圾層的含水率，增加垃圾的濕度，增強垃圾中微生物的活性，加速產(chǎn)甲烷的速率及有機物的分解，縮短填埋垃圾的穩(wěn)定化進程。為強化上述功效，必須注意噴灑的量及噴灑的方式。一般在填埋場處于產(chǎn)酸階段時，回噴的量較少，在產(chǎn)氣階段則可以逐漸增加回噴量。對于回灌方式則可將新、老填埋區(qū)產(chǎn)生的滲瀝液交互回灌，以此加速有機物的溶出和有機污染物的分解，同時加速垃圾層的穩(wěn)定化進程。

循環(huán)噴灑處理的不足是不能完全消除滲瀝液，對該滲瀝液仍需要進行處理方能排放。同時在應用過程中還要注意諸如環(huán)境衛(wèi)生問題、安全及設計技術問題等。

近10年來，該項方法在實際工程中得到了應用。目前美國已有200多座垃圾填埋場采用了此項技術。該項技術在我國的應用較少。據(jù)資料介紹，唐山市垃圾衛(wèi)生填埋場滲瀝液處理采用了循環(huán)噴灑處理方法[3]。滲瀝液經(jīng)收集并經(jīng)沉淀調節(jié)池處理后，噴灌回流至填埋場；沉淀調節(jié)池中的沉淀污泥與滲瀝液一并回流至填埋場，避免了污泥的二次污染。

1.4單獨處理

當垃圾填埋場遠離城市污水處理廠時，為避免滲瀝液長距離輸送而帶來的高額運轉費用，可考慮在填埋場附近建設獨立的滲瀝液處理系統(tǒng)。選用此方法應注意與投資及運行費用有關的三個問題。其一，與城市污水處理廠規(guī)模相比，滲瀝液的產(chǎn)量較小，因此單獨設置小規(guī)模的處理系統(tǒng)在單方水投資及運轉費用方面缺乏經(jīng)濟上的優(yōu)勢。其二，滲瀝液中的營養(yǎng)比例（C:N:P）失調，主要表現(xiàn)在氮含量過高，而磷含量不足，在處理過程中需要花費削減氮及補充磷的費用。此外，對于滲瀝液中的多種重金屬離子和較高濃度的NH3-N，需要采用化學等方法進行必須的預處理乃至后處理，故其運轉費用較高。

2　滲瀝液處理技術

2.1滲瀝液處理系統(tǒng)的單元構成

垃圾滲瀝液中污染物濃度很高，并且含有較高濃度的有毒有害物質。垃圾滲瀝液水質隨垃圾成分、當?shù)貧夂�、水文、填埋時間及填埋工藝等因素的影響而有顯著的變化，其中填埋場場齡是主要影響因素。滲瀝液量的變化則主要取決于降水這一因素。鑒于滲瀝液水質、水量變化的復雜性，滲瀝液處理系統(tǒng)應為多種處理方法組合的具有抗沖擊負荷能力強的工藝系統(tǒng)。就填埋場場齡為滲瀝液水質主要影響因素而言，應選擇相應的處理方法。填埋初期，垃圾滲瀝液中含有高濃度的易于生物降解的揮發(fā)性有機酸，BOD/COD比值約0.6以上，宜采用生物處理工藝；隨著場齡的增加，填埋層日趨穩(wěn)定，滲瀝液中的有機物濃度降低，難于生物降解的物質增加，生物可降解性降低，BOD/COD比值約0.3以下，滲瀝液處理宜采用物化方法。

根據(jù)不同的滲瀝液水質及對處理程度的要求，垃圾滲瀝液處理系統(tǒng)一般為如下工藝單元的不同組合：

主處理前需預處理時，一般采用混凝沉淀等物理化學方法，主處理采用厭氧、好氧等生物處理方法，后處理可采用混凝沉淀、過濾、吸附等物理化學方法。

2.2國內外垃圾滲瀝液處理技術

多年來國內外專家對垃圾滲瀝液處理技術進行了深入研究，研究重點仍以去除有機物及氮為主，根據(jù)最新國外文獻報道，處理工藝則多采用膜過濾及SBR技術。

垃圾滲瀝液中含有一些好氧微生物難于降解的物質，厭氧處理及用強氧化劑氧化是提高這些物質可好氧降解特性的有效途徑，而厭氧處理是更為經(jīng)濟的方法。浙江省某城市垃圾填埋場滲瀝液處理工程采用厭氧→兩段好氧處理工藝[4]。為提高厭氧處理效果，該工程在厭氧池中投放懸浮填料，池底設攪拌器，厭氧池的設計負荷為1.5kgCODcr/m3.d，填料投加量為池容的25%，處理效果較好。

為有效去除有機物和懸浮固體，廣州大田山垃圾填埋場采用厭氧→生物接觸氧化→混凝沉淀→氧化塘工藝處理滲瀝液。當進水 BOD5=5000mg/l，COD=8000mg/l，SS=700mg/l，PH=7.4時，出水滿足原工業(yè)廢水排放標準GB74-73，即BOD5≤60mg/l，COD≤100mg/l，SS≤500mg/l，PH=6～9，取得了成效。

哈爾濱建筑大學采用A（缺氧活性污泥法）→B（淹沒式生物膜法：A缺氧段/O好氧段）復合系統(tǒng)處理垃圾滲瀝液[5]。結果表明，對于 COD=1693.9 mg/l，NH3-N=170.0 mg/l和TN=190.0 mg/l的填埋場滲瀝液，經(jīng)該復合系統(tǒng)處理后，出水COD、NH3-N和TN分別降至97.9mg/l、8.3mg/l和49.5mg/l，相應的去除率分別為94.2%、95.1%和73.9%，達到了良好的去除有機物和脫氮的效果。

日本A.IMAI等專家應用生物活性炭流化床工藝處理"老齡"填埋場滲瀝液[6]，充分利用其生物降解和吸附功能。當HRT自24h提高到96h時，溶解性有機碳（DOC）的去除率為42%至58%。去除機理主要由兩方面組成，一是生物對滲瀝液低分子量物質的降解，因為大分子量物質難于降解；二是活性炭優(yōu)先吸附低分子量的有機物。該工藝去除DOC的同時，還可去除部分腐殖質。當HRT為24h時，腐殖質的去除率達70%。

以H.TIMUR為主的專家組研究采用厭氧SBR（ASBR）工藝處理垃圾滲瀝液[7]。研究表明，ASBR處理滲瀝液是可行的。當COD容積負荷和污泥負荷分別為0.4～9.4gCOD/l.d和0.17～1.85gCOD/gVSS.d時，COD去除率為64～85%；去除的COD中約83%轉化為甲烷，其余轉化為微生物，甲烷轉換率按COD投配濃度計為0.2 L CH4/g COD，按去除量計為0.29 L CH4/g COD；污泥產(chǎn)率系數(shù)為0.1 g VSS/g COD去除，污泥自身氧化率為0.01/d。

國外一些專家致力于膜工藝技術處理滲瀝液的研究，并取得了成功。美國MASSOUD PIRBAZARI等專家采用混合膜過濾技術處理垃圾滲瀝液[8]，TOC去除率達到95%以上。1998年瑞典U.WELANDER等專家采用懸浮載體生物膜工藝（SCBP）［9］, 取得了理想的實驗室規(guī)模的滲瀝液生物脫氮效果。實驗裝置是容積為5M3的塑料池，內裝填料（Natrix 6/6C）,其容積占池容積的60%,　滲瀝液溫度范圍為10～26℃時，硝化效果良好，硝化容積負荷率為24gN/m3.h,反硝化容積負荷率為 55gN/m3.h。當工藝運行穩(wěn)定后，無機氮幾乎全部去除，總氮去除率達到90%。

3　結論與建議

（1）滲瀝液處理方式的選擇應根據(jù)具體情況，結合技術經(jīng)濟等因素綜合考慮。在滲瀝液合并處理、預處理--合并處理、循環(huán)噴灑處理及單獨處理方式中，預處理--合并處理無論是在經(jīng)濟、運轉方式的靈活性或在對出水水質的保證方面，是一種比較理想的處理方案，但要注意城市污水處理廠可接納滲瀝液容量的能力。

（2）膜處理技術對有機物及脫氮是行之有效的方法，預計在二十一世紀該技術必將成為滲瀝液處理的主導工藝。

（3）填埋過程與滲瀝液水質、水量的關系以及調節(jié)池容量與處理廠規(guī)模的關系，是合理選擇處理方式、優(yōu)化設計參數(shù)的重要依據(jù)之一，應加強這方面課題的研究力度，使?jié)B瀝液處理的設計做到有的放矢。

（4）建議廣泛關注國外滲瀝液處理技術的發(fā)展趨勢與技術動態(tài)，借鑒他們的成功經(jīng)驗，提高我國滲瀝液處理的技術水平。

參考文獻

1 沈耀良，等。（1999）城市垃圾填埋場滲瀝液處理方案及其分析，給水排水。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 吳晨，等。(1996)城市垃圾填埋場滲瀝液處理技術，給水排水。Vol.22, No.5.

4 盧賢飛。(1999)城市垃圾衛(wèi)生填埋場滲瀝液的控制和處理，給水排水。Vol.25, No.6.

5 王寶貞，等。(1996)A（缺氧活性污泥）/B（A/O淹沒式生物膜）復合系統(tǒng)處理垃圾填埋場滲瀝液，給水排水。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.

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