垃圾填埋场渗滤液污染的控制技术

赵宗升¹， 刘鸿亮¹， 李炳伟¹，杨苏文¹，袁光钰²
（1.中国环境科学研究院， 北京 100012； 2.清华大学 环境科学与工程系， 北京100084）

　　摘要：提出准好氧性填埋、渗滤液循环和渗滤液处理等控制垃圾填埋场渗滤液污染的对策，对各种渗滤液处理方案及技术进行了比较系统的分析。?
　　关键词：垃圾填埋； 渗滤液； 污染控制?
　　中图分类号：X705
　　文献标识码：B
　　文章编号：1000-4602(2000)06-0020-04

　　垃圾主要向环境排放两种污染物：填埋气体和渗滤液。渗滤液的成分十分复杂，根据我国学者张兰英等人的测试结果^[1]，在几十种检测到的有机物中，被我国和美国EPA列入优先控制污染物黑名单中的就有22种。渗滤液对环境的污染主要有两种途径：通过填埋场底部渗入含水层，污染地下水；从填埋场导出的外排渗滤液污染地表水。渗滤液对地下水的污染控制主要是通过选址和防渗层的建设，减少渗滤液渗入地下含水层，其主要控制手段有：①设计建设准好氧性填埋场，这样可以减少渗滤液中污染物的浓度；②渗滤液形成循环，加速填埋场的稳定化进程，同时减少渗滤液的外排量和污染物浓度；③渗滤液处理系统。

　　 1 准好氧性填埋

　　准好氧性填埋的主要设计与运行思想是使渗滤液集水沟水位低于渗滤液集水干管管底高程，使大气可以通过集水管上部空间和排气通道使填埋场具有某种好氧条件。准好氧性填埋结构概念如图1所示。

　　准好氧填埋场靠垃圾分解产生的发酵热造成内外温差使空气流自然通过填埋体，不需强制通风，节省能量，可促进垃圾的分解和稳定，减低渗滤液出水水质。目前我国一些按这种思想设计的填埋场已在建设之中。

　　2 渗滤液循环

　　渗滤液循环就是将渗滤液回灌或回注到填埋场中。研究结果表明^[2］,循环的主要优势在于，渗滤液在短时间内(8个月)即可降低其有机物浓度，这种渗滤液更像晚期(5年期)渗滤液。同时，渗滤液的量也可以通过喷洒蒸发而减少。
　　在英国Seamer Carr填埋场进行的1.0 hm²规模的渗滤液循环试验表明^[2]，随着循环的不断进行，循环区和控制区的渗滤液COD浓度均不断下降。循环区的渗滤液COD从开始时的66 000 mg/L下降到第三年末的16 000 mg/L；控制区的COD从76 000mg/L下降到52 000 mg/L。而氨氮和氯化物浓度随时间的变化幅度较小，但一般循环区浓度低于控制区浓度。另外，虽然循环可以使渗滤液中可降解有机组分和排放量减少，但残留的COD、氨、氯化物及其他无机成分浓度依然很高，不能直接排放，渗滤液的排放量会随时间的推移而增加，因此渗滤液的处理是不可替代的。
　　张瑞明等在杭州市天子岭垃圾填埋场进行的为期一年的渗滤液回喷现场中试结果表明^[3］，可基本实现渗滤液产生量与蒸发量的平衡，渗滤液的水质也得到净化，COD从10 400 mg/L降至142 mg/L，总氮从899 mg/L降至18 mg/L。但渗滤液的喷洒会带来空气污染和不卫生及多层中间覆土使填埋体透水性降低等问题，这些因素限制了渗滤液循环的普遍应用。

　　3　渗滤液的合并处理

　　渗滤液处理系统主要可分为合并处理和独立处理两种。所谓合并处理就是将渗滤液引入附近的城市污水处理厂进行处理，这也可能包括在填埋场内进行必要的预处理。这种方案以在填埋场附近有城市污水处理厂为必要条件，若城市污水处理厂是未考虑接纳附近填埋场的渗滤液而设计的，其所能接纳而不对其运行构成威胁的渗滤液比例是很有限的。国外的研究结果表明^[2]，这一比例一般不超过0.5%，往往加入如此小比例的渗滤液，就可使活性污泥法的负荷增加一倍。在这种情况下，出水BOD₅不会上升；出水COD则会上升，但上升幅度低于根据渗滤液独立处理出水COD的计算值，表明合并处理使渗滤液的可生化性提高。
　　另外，污水处理系统本身的潜在能力也可以用来接纳渗滤液的负荷，这意味着污水厂在超负荷下运行，一般认为城市污水处理厂以10%超负荷运行对处理系统本身没有不利影响。若城市污水厂设计水质为COD_Cr：300 mg/L，总氮：50 mg/L；渗滤液的水质为COD_Cr：4 000 mg/L，总氮：1 000 mg/L，则不同规模渗滤液流量的COD负荷量和氮负荷量及相应的城市污水处理厂规模列于表1。
　　表1中要求合并处理的污水处理厂规模是由氮负荷决定的。从表中可以看出，一个中等规模填埋场产生的渗滤液处理就需要一个12×10?4 m?3/d规模的污水厂才能接纳。

表1 不同渗滤流量要求的污水处理厂规模 渗透液流量（m3/d） COD负荷（kg/d) TKN负荷（kg/d） 污水厂规模 100 400 100 20000 200 800 200 40000 300 1200 300 60000 400 1600 400 80000 500 2000 500 100000 600 2400 600 120000

　　对于在设计中就考虑接纳填埋场渗滤液的城市污水厂，设计时主要需解决脱氮和磷缺乏问题。脱氮方面主要需控制整个污水厂进水COD/TKN＞3为宜，以满足反硝化过程所需的碳源。COD和TKN的污泥负荷与水力停留时间也应与一般城市污水厂的数据有区别，污泥负荷要低，水力停留时间要长，以使硝化反应进行到底。〖JP2〗研究表明，城市污水厂进水?COD/TP?＞200后，生化处理系统的效率就会下降，当渗滤液与城市污水合并处理时，就可能出现这种磷缺乏的问题，在这种情况下应给进水补充磷。

　　4 渗滤液的单独处理

　　由于有机物和重金属在生物处理污泥中的积累可能使污水厂的污泥用作农肥存在问题，为此，渗滤液处理的可行方案仍是在场内进行单独处理，这就要求对渗滤液的水质及其变化规律有确切的掌握。根据国内外的数据，渗滤液的水质随填埋场的年龄发生变化，填埋龄3～5年的填埋场的渗滤液称为早期渗滤液，其中易生物降解的挥发性脂肪酸含量较高，一般可占总有机碳的60%～70%；BOD₅/COD比值较高，一般在0.4～0.8之间；氨氮浓度为1 000 mg/L左右，这种渗滤液易于生物处理。填埋龄超过3～5年后，渗滤液易生物降解的有机物比例会明显下降，称为晚期渗滤液。其BOD₅/COD比值一般为0.1～0.2之间，氨氮浓度仍会维持在1 000 mg/L左右，这种渗滤液宜采用生化—物化联合处理工艺。
　　一般填埋场的使用年限要大于15年，所以对于一个填埋场来讲，在大多数时间内所产生的渗滤液属晚期渗滤液，故渗滤液处理工艺的选择要以晚期渗滤液的水质为根据。我国垃圾填埋场晚期渗滤液的水质数据列于表2。
　　这种渗滤液处理的难点在于高浓度的氨氮，如此高浓度的氨氮，在没有外加碱度的条件下进行硝化反应会使好氧曝气沉淀池出水的pH降到5以下。如外加碱，耗碱量为3.0 kgNaCO₃/m³左右，将增加渗滤液处理费用。这种高浓度氨氮的反硝化脱氮相应的COD碳源明显不足，根据理论和实际反硝化脱氮对碳源的消耗，一般要求经硝酸盐反硝化的COD/TKN为4.0^[4］，对晚期渗滤液来讲，往往达不到这一要求，故补充部分碳源是不可避免的。但近年来人们注意到经过亚硝酸盐反硝化可以节省所需碳源约40%这一可能性，即亚硝酸盐反硝化只要求?COD/TKN?＞2.5就可。所以应积极开发经亚硝酸盐的硝化—反硝化脱氮过程，这对于晚期渗滤液高氨氮、低COD及类似废水治理具有重要意义。?

表2 我国垃圾填埋场晚期渗滤液的水质浓度 项目 浓度范围 实型值 PH 7.5-8.5 8.3 COD（mg/L) 2000-4000 3000 BOD₅(mg/L) 300-800 500 TKN(mg/L) 800-1400 1000 NH₃-N(mg/L) 800-1400 1000 总磷（mg/L) 10-30 15 总碱度（mg/L） 5500-8000 7000

　　内外渗滤液处理的试验研究与工程运行经验表明，生物处理法的出水COD一般在500～1200 mg/L，不能满足现行的我国生活垃圾填埋污染控制标准(GB 16889—1997)，该标准所列渗滤液排放标准见表3。

表3 生活垃圾渗碳滤液排放限值

mg/L 项目 一级 二级 三级 悬浮物 70 200 400 COD_Cr 100 300 1000 BOD₅ 30 150 600 氨氮 15 25 　 大肠菌值（个） 10^-1——10^-2 10^-1 　

　　表中的三级标准适合排入城市污水进行合并处理的渗滤液，排入地面水体的渗滤液根据受纳水体的功能分别执行一级和二级标准限值，这就要求排入地表水体的渗滤液处理系统在生物处理之后必须进行必要的深度处理。

　　5 渗滤液的深度处理

　　① 混凝沉淀处理
　　经生物处理后，出水渗滤液中COD的主要成分为腐殖酸、富里酸类有机物、可吸附有机卤代物等。笔者对我国渗滤液经厌氧—好氧生物处理后的出水分别用铁盐和铝盐混凝处理后，COD?可从600 mg/L降到300 mg/L左右，去除率达50%。?
　　② 活性炭吸附?
　　若想在絮凝沉淀之后继续降低出水浓度，可供选择的水处理工艺有活性炭吸附、反渗透与超滤、化学氧化与催化氧化等。活性炭吸附可去除分子量在100～1 000之间的富里酸类物质，低于或高于这一范围的有机物不能被有效吸附。经活性炭吸附后，COD去除率可达50%～60%，使出水COD降到150～100 mg/L以下。活性炭吸附过程中存在两个问题，一个是堵塞，一个是运行费用。在活性炭吸附之前采用砂滤池可去除悬浮固体颗粒，以解决活性炭滤床的堵塞问题，但活性炭的吸附等温线太陡，很难降低处理费用，为了降低运行成本，只能适当提高出水浓度。
　　③ 化学氧化和催化氧化?
　　化学氧化法的突出优点在于能转化几乎所有的物质，故被广泛用于渗滤液的深度处理。在德国目前约有100座填埋场渗滤液处理厂，其中有15座以化学氧化为深度处理工艺，但应该说渗滤液的化学氧化处理在国外也基本处于实验阶段。目前采用的氧化剂主要是过氧化氢和臭氧，而氯和氯化合物由于残留产物的高毒性，不适合采用。?
　　在没有被激活的情况下，过氧化氢对腐殖酸类物质的氧化能力并不强，因此需要使用如铁盐或紫外线作为催化剂，借以形成·OH基，·OH基可以迅速与有机化合物反应，而且这种反应并不限于某种特定有机物。·OH基清扫剂，如碳酸盐、重碳酸盐和碱性化合物会使这一反应减速，因而，此催化反应要求尽可能降低自由基清扫剂的浓度为必要条件，这可以通过降低pH值，降低碳酸盐浓度和增加氧化势来进行。·OH自由基的氧化效率在pH值为2～4范围内最大，意味着对生化—絮凝沉淀出水进行酸化中和是必要的。
　　臭氧的氧化势在很多情况下可以直接氧化有机物，但自由基反应可以加速氧化反应。MartinSteenen的O₂/O₃曝气反应器试验结果是在臭氧消耗量为1.2～2.2 kg(去除kgCOD)的情况下，COD的去除率可达到70%，COD从1 000 mg/L降至300 mg/L。臭氧氧化的吸引力在于可以将复杂有机物转化为简单的易于生物降解的有机物^[5]。?
　　④ 反渗透
　　近年来，反渗透和超滤技术也被应用于渗滤液的处理。在德国的Damsdoof垃圾填埋场，用反渗透装置来继续处理生化处理出水获得成功。在荷兰、瑞士的几个渗滤液处理厂也使用了该技术。我国湖南大学的袁维芳等对广州市大田山垃圾填埋场渗滤液出水进行反渗透处理的结果表明^[6]， 在进水压力为3.5 MPa，pH＝5～6等最适宜条件下，当进水COD浓度为250～620 mg/L时，出水浓度几乎为零，去除率为100%，平均透水量为30～42 L/(m²·h)。

　　6 其他处理技术

　　① 氨的吹脱?
　　渗滤液中高浓度的氨可以在生物处理之前通过氨的吹脱去除。氨吹脱就是将渗滤液的pH值提高到10.5～11.5，这时游离氨将占总氨量的绝大部分(约95%左右)，鼓入空气就会使游离氨逸入大气。国外的研究结果在空气/水体积比为2 500的条件下，采用氢氧化钠为中和剂时氨氮去除率为90%；采用石灰为中和剂时氨氮去除率为53%。沈耀良^[7］的研究结果是：在pH＝11，T＝22.5 ℃，供气量为10 L/min的条件下，经5 h曝气吹脱(气水比为666)，获得了66.7%～82.5%的氨氮去除率。氨吹脱的主要缺点是低温时效率急剧下降和运行费用较高。费用较高主要是在吹脱前需要将渗滤液的pH值从8.3左右中和到11的中和剂消耗和吹脱过程需很大的气水比(吹脱的气水比要在1 000以上)，远大于生物曝气硝化—反硝化的气水比。?
　　② 蒸发与焚烧?
　　蒸发的目的是使污染物在固相浓缩，并同时在冷凝后获得一个可以排放的液相流。到目前为止的国外实验室和中试规模的研究表明，获得一个严格的固相和一个没有污染物的液相是非常困难的(Ehig 1987)。 意大利人Andretta等对利用蒸发处理将渗滤液分离为两个相的液流进行了研究，浓缩液回流到填埋场，蒸馏液流进行进一步处理(包括硝化反硝化、消毒和吸附处理单元)。蒸发法还有许多问题需要解决，如高有机物引起的泡沫问题；结垢与腐蚀问题；蒸发表面分层问题；氨和有机氯化物需进一步去除问题，原渗滤液蒸发处理的高能消耗问题等。
　　美国一些公司开发了填埋场沼气渗滤液蒸发—焚烧系统^[8]，有些系统还可产生电力。其核心就是利用填埋场的沼气作为燃料对渗滤液进行蒸发，蒸发出的蒸汽注入到一个以剩余填埋沼气为燃料的火焰燃烧器中，在760～985 ℃的温度下将VOCS破坏掉。

　　7 结论

　　① 垃圾填埋场渗滤液的污染要利用各种手段进行控制，在填埋场的设计与建设中，应使填埋场具有某种好氧性质，使渗滤液在填埋场中就开始净化过程，降低排出渗滤液的污染物浓度。?
　　② 渗滤液的回灌可以在水量和水质两方面降低污染物总量，但循环回灌并不能完全解决渗滤液的污染问题。渗滤液的外排与渗滤液处理系统是不可缺少的。?
　　③ 渗滤液一般可以输送至填埋场附近的城市污水厂进行合并处理，其量小于污水厂水量的?0.5%?时，污水处理厂的运行状态不受影响，若超过这一比例，污水厂的设计运行参数应经研究确定。?
　　④ 对于多数填埋场来讲，比较实际可行的是设置渗滤液的单独处理系统。这种独立的处理系统要以脱氮和难降解有机物的去除为主要目的，工艺以生物脱氮工艺和物化处理工艺相结合为主。具体工艺应视不同的排放标准而定。?
　　⑤ 渗滤液的蒸发—焚烧处理系统具有一定的应用前景。这种系统以填埋气体为燃料，要求有完备的填埋气体收集贮存系统，应积极引进和开发这方面的成套技术与设备。

参考文献：
［1］ 张兰英等.垃圾渗滤液中有机污染物的污染及去除［J］.中国环境科学，1998，18(2)：184-188.
［2］ Christensen T H et al?.Landfilling of Waste:Leachate［J］.Elsevier Applied Science,1992. ?
［3］ 张瑞明等.污水回喷法处理垃圾填埋渗滤液［J］.环境污染与防治，1998，20(4)：23-25.
［4］ Welander U et al?.Biological nitrogen removal from municipal landfill leachate in a pilot scale suspended carrier biofilm process［J］.Water Research,1998,32(5):1564-1570.
［5］ Matin Steensen.Chemical Oxidation for the Treatment of Leachate-Process Comparison and Results from Full-Scale Plants［J］.Water Science & Technology,1997,35(4):249-256.
［6］ 袁维芳等.反渗透法处理城市垃圾填埋场渗滤液［J］.水处理技术，1997，23(6)：333-335.
［7］ 沈耀良等.吹脱法去除渗滤液中氨的动力学机理［J］.污染防治技术，1999，12(2)：67-70.
［8］ Williams C E et al.Waste Age［M］.1998.205-210.

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收稿日期：2000-02-28