引言

　　隨著我國城市人口的增加、城市規模的擴大和居民生活水平的提高，我國城市生活垃圾的產量在急劇增加。到1999年，我國的城市生活垃圾年產量已達到1.4億噸t，并且以每年8％～10 ％的速度遞增，人均日產垃圾已超過1 kg，接近工業發達國家水平。

　　根據我國垃圾處理"無害化、減量化、資源化"的原則，將有一大批生活垃圾衛生填埋場得到新建。而垃圾滲濾液是否處理達標排放是衡量一個填埋場是否為衛生填埋場的重要指標之一。作為一種高濃度有機廢水，滲濾液的處理近幾年得到了廣大研究人員的關注，進行了大量的試驗研究，取得了不少成果，并有一批滲濾液處理廠已經或正在興建。

　　但由于滲濾液的水質的復雜性和特殊性，我國滲濾液處理還存在一些問題。本文對我國滲濾液處理現狀進行了總結，并對存在問題提出一些研究方向。

　　1　排放標準

　　垃圾滲濾液處理作為一個衛生填埋場必不可少的環節，近幾年越來越受到人們的重視，我國根據滲濾液排放的收納水體不同，滲濾液的排放標準也不盡相同，具體見表1［1］。

　　2　處理現狀

　　受到經濟發展水平的限制，我國衛生填埋起步較晚，真正意義上的衛生填埋場從20世紀80 年代末才開始建設。滲濾液處理廠的建設就更晚，從時間上看，滲濾液的處理經歷了三個階段。

　　2.1　第一階段

　　表1　垃圾滲濾液的排放標準
排放標準     COD (mg/L)     BOD (mg/L)     NH3-N (mg/L)     SS (mg/L)
三級     1000     600     -     400
二級     300     150     25     200
一級     100     30     15     70

　　注：三級標準是排市政管網的標準，二級和一級分別是排地表水的標準。

　　此階段在90年代初期，處理工藝主要參照城市污水的處理方法，代表性的工程實例有杭州天子嶺、北京阿蘇衛等。

　　杭州天子嶺滲濾液處理廠簡介：

　　滲濾液處理廠處理量為300 m3/d ，采用三沉二曝活性污泥法工藝。

　　設計進水指標為：COD為6000 mg/L， BOD為3000 mg/L；出水標準為: COD為300 mg/L，BOD為60 mg/L，SS為100 mg/L，pH為6～9。

　　工藝特點為：采用兩段式活性污泥法，對 DO與MLSS的濃度控制要求不一樣, 一段利用細菌和低級霉菌占優勢的混合種群,二段培養原生動物占優勢。

　　滲濾液處理廠從1991年開始投產，在填埋初期，由于滲濾液的有機物、氨氮濃度較低、可生化性較好，因此可以滿足排放要求。隨著填埋時間的延長，垃圾滲濾液的濃度越來越高、成分越來越復雜、可生化性降低，且變化幅度大、變化規律復雜，使得處理難度越來越大。

　　北京阿蘇衛滲濾液處理廠簡介：

　　滲濾液處理廠處理量為1 000 m3/d，工程投資為700萬，采用厭氧＋氧化溝的處理工藝。

　　設計進水指標為：COD為5000 mg/L， BOD為2000 mg/L；出水標準為二級排放標準。

　　阿蘇衛滲濾液處理廠的運行情況與天子嶺情況類似。

　　在此階段，由于滲濾液處理廠主要參照城市污水處理廠進行建設，沒有考慮到滲濾液水質特性，因此都存在不能穩定運行的狀況，出水也不能穩定達標。以生物處理為主的處理工藝處理成本一般為3～5元/m3。

　　2.2　第二階段

　　此階段在90年代中后期，研究人員考慮到滲濾液的水質獨特性，如高濃度的氨氮、高濃度的有機物等，采取了脫氨措施，采取的處理工藝一般為氨吹脫＋厭氧處理＋好氧處理，代表性的工程實例有深圳下坪、香港新界西等。

　　深圳下坪滲濾液處理廠簡介：

　　滲濾液處理廠處理量為800 m3/d，采用氨吹脫＋厭氧復合床＋SBR的處理工藝。

　　設計進水指標為：COD為5000～ 10000 mg/L，BOD為1000～6000 mg/L， NH3-N為2000～3000 mg/L；出水標準為三級標準。

　　該工程投資1500萬，工程于2002年投入使用，通過為期一年的運行，設備運行良好、出水穩定達標，處理成本12元/m3。

　　工藝特點：采用了化工規整填料塔，有效地解決了滲濾液的脫氨問題。出水的氨氮保持在 10 mg/L左右。

　　香港新界西滲濾液處理廠簡介：

　　滲濾液處理廠處理量為1800 m3/d，采用氨汽提＋SBR的處理工藝。

　　設計進水指標為：COD為10 000 mg/L，BOD為4000 mg/L，NH3-N為 3000 mg/L；出水標準為：COD＜1000 mg/L，NH3-N＜25 mg/L。

　　該工程投資700萬美元，工程于1998年投入使用，處理成本為4.35美元/m3。

　　工藝特點：采用了汽提吹脫塔，將滲濾液的水溫提高到60～70 ℃，用蒸汽進行汽提，減少了氣量，同時不需要對滲濾液進行pH調整，另外，該滲濾液處理廠采用了脫氨尾氣的分解裝置，利用高溫焚燒爐，操作溫度在850 ℃，用催化燃燒的方法將脫氨尾氣的氨氣分解成氮氣，有效地解決了脫氨尾氣二次污染的問題。

　　2.3　第三階段

　　 2000年以后，由于經濟的飛速發展，新建的滲濾液處理廠一般遠離城區，滲濾液沒有條件排入城市污水管網，因此處理要求也相應提高，一般需要處理到二級甚至一級排放標準。此時的滲濾液若僅靠生物處理無法達到處理要求，一般采取生物處理＋深度處理的方法。代表性的工程實例有廣州新豐、重慶長勝橋等。

　　廣州新豐滲濾液處理廠采用的是 UASB+SBR+反滲透處理工藝，處理規模為500 m3/d，工程投資約6000萬，處理成本約25 元/m3。重慶長勝橋滲濾液處理廠采用的是反滲透的處理工藝，處理規模500 m3/d，工程投資約 3 700萬，處理成本約10元/m3，目前這兩個項目均在建設過程中。(垃圾場名為廣州興豐和重慶長生橋－abfall注)

　　3　存在問題

　　目前，我國的滲濾液處理廠存在的問題主要表現在：

　　3.1　滲濾液高濃度氨氮的問題

　　高濃度的氨氮是滲濾液的水質特征之一，根據填埋場的填埋方式和垃圾成分的不同，滲濾液氨氮濃度一般從數十至幾千mg/L不等。隨著填埋時間的延長，垃圾中的有機氮轉化為無機氮，滲濾液的氨氮濃度有升高的趨勢。

　　與城市污水相比，垃圾滲濾液的氨氮濃度高出數十至數百倍。一方面，由于高濃度的氨氮對生物處理系統有一定的抑制作用；另一方面，由于高濃度的氨氮造成滲濾液中的C/N比失調，生物脫氮難以進行，導致最終出水難以達標排放。

　　因此，在高氨氮濃度滲濾液處理工藝流程中，一般采用先氨吹脫，再進行生物處理的工藝流程。目前氨吹脫的主要形式有曝氣池、吹脫塔和精餾塔。國內用得最多的是前兩種形式，曝氣池吹脫法由于氣液接觸面積小，吹脫效率低，不適用于高氨氮滲濾液的處理，采用吹脫塔的吹脫法雖然具有較高的去除效率，但具有投資運行成本高，脫氨尾氣難以治理的缺點。以深圳下坪為例，氨吹脫部分的建設投資占總投資的30％左右，運行成本占總處理成本的70％以上。這主要是由于在運行過程中，吹脫前必須將滲濾液 pH調至11左右，吹脫后為了滿足生化的需要，需將pH回調至中性，因此在運行過程中需加大量的酸堿調整pH，為了提供一定的氣液接觸面積，還需要風機提供足夠的風量以滿足一定的氣液比，造成了滲濾液處理成本的偏高。另外，空氣吹脫法對于年平均氣溫較低的地區，存在低溫條件下吹脫無法正常運行和冬季吹脫塔結冰的問題，在我國北方地區，其應用受到一定的限制。采用汽提的方式雖然可以較好的解決氨氮的去除問題，但由于需要提高滲濾液的水溫，其處理成本仍然較高。

　　據上所述，各種吹脫方式的特點對比見表2。

　　表2　各種吹脫方式的對比
吹脫方式     效率     尾氣處理     占地     成本     氣溫
曝氣池     低     難處理     大     低     有影響
吹脫塔     較高     難處理     較小     高     有影響
精餾塔     很高     較易處理     最小     高     無影響

　　3.2　滲濾液可生化性差的問題

　　滲濾液可生化性差主要體現在兩個方面：

　　一是指隨著填埋場填埋時間的延長，滲濾液的生化性降低，在填埋后期，可生化性很差，BOD/COD 值小于0.1，此時的滲濾液俗稱"老化"滲濾液。

　　另一方面，在填埋初期，雖然滲濾液的可生化性較好，但是光靠生物處理也很難將之處理至二級甚至一級標準以下，一般來講，滲濾液的 COD中將近有500～600 mg/L無法用生物處理的方式處理。

　　4　研究方向

　　目前我國垃圾滲濾液處理工藝的關鍵主要集中在以下兩個方面：高濃度氨氮處理技術和滲濾液深度處理技術。

　　4.1　高濃度氨氮處理技術

　　高濃度氨氮處理技術，目前應用較多的主要有氨吹脫和生物脫氨技術。氨吹脫技術大多用空氣為吹脫介質，低效率的吹脫設備吹脫的方式。相對而言，精餾塔脫氨是一種比較有前途的解決方案，雖然采用該法需要一定量的蒸汽，但由于水溫提高了，可以減少調整pH的酸堿用量，還可以減小氣液比，減少風機的電耗。另外，由于蒸餾后，脫氨尾氣可以通過冷凝直接轉換成液氨，可以回收利用，有效地解決了尾氣難以治理的問題。因此，新型高效吹脫裝置的開發，脫氨尾氣的妥善處理成為了今后研究的方向。

　　除了氨吹脫的方法脫氨以外，生物脫氮也是一種經濟、有效的脫氨方式。但傳統理論認為：氨氮的去除是通過硝化和反硝化兩個相互獨立的過程實現的；硝化過程需要大量的氧氣，而反硝化過程則需要一定的碳源。滲濾液氨氮濃度很高，C/N值較低，無法通過單一的生物脫氮方式解決滲濾液的脫氨問題。目前對生物脫氮技術又有了很多新的認識，如好氧反硝化、同時硝化反硝化、厭氧氨氧化、短程硝化等，這些技術具有需氧量低、能耗低、負荷高、對碳源堿度需求低等優點。Mavinic D.S.等人的研究表明［2～4］，在外加碳源的條件下，采用前置反硝化的MLE 工藝處理高氨氮滲濾液（氨氮濃度最高達到 1200 mgN/L）時，試驗取得了較好的結果，并在研究中提出了厭氧氨氧化去除氨氮的概念。這些技術如果能在滲濾液中應用成功，將可以提高生物脫氮的能力，減少氨吹脫的量。盡量用經濟的脫氮技術來處理滲濾液，這對降低處理成本，無疑起著積極的作用。

　　4.2　滲濾液深度處理技術

　　對于"老化"滲濾液，由于生物處理基本無效，因此，必須采用以物化為主的深度處理技術處理。深度處理技術一般有深度氧化法，如臭氧氧化、臭氧＋光催化氧化、臭氧催化氧化，以及膜處理技術等。

　　國內曾進行了用負鈦型TiO2作為催化劑進行光催化氧化的研究。國外對滲濾液的深度處理研究頗多，主要集中在光催化氧化和反滲透， A.Wenzel等人通過用鼓泡塔＋薄膜光反應器對比UV/H2O2、UV/H2O2/O3、UV/O3等方法處理垃圾滲濾液的研究表明［5］：從運行成本和去除效率來考慮，采用UV/O3方法處理滲濾液是最為有效的方法。深度氧化技術的研究主要集中在高效反應器的研制，以提高單位能耗的處理效率，降低反應的能量輸入，找出適合中國國情的滲濾液深度處理技術，使滲濾液達到相應排放標準。

　　由于高級的處理技術意味著較高的投資和運行費用，如何找到一種廉價的處理方式，成為人們關注的問題。人工濕地處理技術由于具有建設和運行成本低、設備簡單、易于維護等優點，用該技術處理滲濾液在近幾年得到了一定應用。 Tjasa Bulc等人在Adriatic海濱建造了一座中試 CW（Constructed Wetland）［6］，處理Dragonja一處公共填埋場的滲濾液，該人工濕地系統包括1座容積10 m3的均化池，2座互聯的潛流床，總面積450 m2。在水力負荷為2～4.5 cm3/(cm2·d)，進水COD 1264 mg/L，BOD 60 mg/L，NH3-N 88 mg/L的條件下，從1992～1996年連續監測，上述幾種污染物的平均去除率分別為68％,46％,81％。這表明人工濕地對處理BOD /COD＜0.05 的"老化"滲濾液具有較好的去除效果。另外人工濕地對氨氮的去除也有很好的效果，在監測過程中，滲濾液中氨氮濃度最高達到786 mg/L，去除率仍高達95％，這是因為濕地系統的礫石層和蘆葦發達的根系具有巨大的比表面積，蘆葦的根系提供了充足的氧，為硝化反硝化菌提供了生存介質和環境。

　　人工濕地系統對于處理"老化" 滲濾液具有較好的效果，因此也可作為滲濾液深度處理的方法，對于有地方建造濕地的填埋場應予以推廣。

　　另外對于封場后的垃圾填埋場的滲濾液也可采用人工濕地的處理方式。這是由于封場后的填埋場一般需在其表面覆蓋粘土和營養土［7］，并種上綠化植物，以防止雨水的侵入和填埋氣體的擴散。如果將綠化植物改為蘆葦等植物，并做好滲濾液的收集排放設施，這樣不但可以利用閑置的土地大幅度降低滲濾液的處理成本，還可以取得良好的處理效果。

　　5　總結

　　滲濾液作為一種特殊廢水，其處理的投資、運行成本遠遠高于一般城市、工業污水，這主要是由于滲濾液氨氮濃度很高、有機物濃度高，導致處理工藝復雜，設備繁多。滲濾液由于在垃圾體已經經歷了厭氧過程，其生化性相對較差，生物處理的停留時間較長，導致設施、設備的投資較大。而處理量一般相對較小，導致折舊、維修費較高。

　　滲濾液處理由于較高的投資和運行費用，在對其進行處理時應根據當地情況，采取綜合處理的措施。對于北方降雨量少，垃圾含水率較低的填埋場，采用回灌措施是較為經濟、有效的方法，但對于南方城市，其應用受到一定的限制。

　　對于有條件將滲濾液送至污水處理廠合并處理的地方，在不影響污水處理廠運行的前提下，可直接送至污水處理廠，否則應將之處理至符合《生活垃圾填埋場污染控制標準》三級排放標準。對于沒有條件與城市污水合并處理而直接排放到水體的地方，應根據不同水域，嚴格將之處理到二級、一級標準，避免對環境的污染。

　　參考文獻

　　1　中華人民共和國建設部標準.GB168891997生活垃圾填埋污染控制標準

　　2　Azevedo B D,Mavinic D S， et al.The effect of ammonia loading and operating temperature on nitrification and denitrification of a high ammonia landfill leachate Canadian. Journal of Civil Engineering, 1995, 22(3):524～534

　　3　Shiskowski D M, Mavinic D S. Biological treatment of high ammonia landfill leachate using predenitrification and pre/post denitrification processes. 4th Annual Environmental Engineering Specialty Conference, Canadian Society for Civil Engineering, Edmonton, Alberta, 1996

　　4　Shiskowski D M, Mavinic D S. Biological treatment of high ammonia leachate: influence of external carbon during initial startup. Wat Res, 1998, 32(8): 2533～2541

　　5　A Wenzel, et al. TOCremoval and degradation of pollutants in leachate using a thinfilm photoreator. Wat Res, 1999, 33(4): 937～946

　　6　Tjasa Bulc, et al. The use of constructed wetland for landfill leachate treatment. Wat Sci Tech, 1997, 35(5): 301～306

　　7　中華人民共和國建設部標準.C551788 1989城市生活垃圾衛生填埋場填埋技術標準