垃圾渗滤液现状精选(九篇)

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第1篇：垃圾渗滤液现状范文

关键词：垃圾渗滤液 浓缩液 处理工艺 现状

我国有关部门颁布了新的《生活垃圾填埋场污染控制标准》（GB16889-2008），并规定2011年7月11日后，现有及新建的生活垃圾填埋场都应自行处理渗滤液，且执行新规定的水污染排放浓度限值标准。然而， 我国在现今的渗滤液处理技术之中却仍有许多待解决问题，如：出水总氮的能否稳定达标、由于回灌引起的毒素和盐分累积、浓缩液的处理以及系统内各环节之间的互相制约关系等。因此，如何能选择的一套合理可行的渗滤液处理工艺路线，同时又满足我国所提倡的低能耗、低污染、低排放的要求是垃圾渗滤液技术发展的方向。

一、垃圾渗滤液的特点

垃圾渗滤液是污水处理领域内最为复杂和难处理的一类废水，其成分和水量与填埋场垃圾成份、垃圾处理规模、降雨量、气候温度、填埋操作工艺等多方面因素密切相关。

1. 1 水质的不可逆变化

渗滤液水质随着填埋年限的增长逐年变化，COD、BOD呈现不断降低趋势，而氨氮却维持在较高水平，营养比例严重失调。如果采用了渗滤液回灌方式处理渗滤液或浓缩液，则可能存在填埋系统内的盐分及其他不可降解毒物的累积问题。

1.2 水量的不稳定性

渗滤液通常一年内各季节水量差异很大，通常需要大容积的调节池以调节水量，否则将对渗滤液处理厂造成冲击负荷，影响系统运行稳定。随着填埋年份和垃圾量的逐年增长，渗滤液的全年平均处理量也将发生较大的变化，通常需要对渗滤液处理厂进行改建或扩建。

二、渗滤液处理的工艺组合

渗滤液处理技术的发展历程就是针对国家排放标准的技术更新及提高的过程。

2.1 厌氧 + 好氧生化处理

80年代中后期至90年代的渗滤液处理技术处于摸索阶段，主要针对污水中有机物进行去除，通常采用厌、好氧结合的生化处理工艺为主，出水基本可以达到污水综合排放标准的三级标准。目前的针对GB16889-2008的渗滤液处理厂改造项目多属于此类厂。

2 .2 氨吹脱 + 生化处理 + 混凝物化

90年代后期，旧标准GB16889-1997的出台将垃圾渗滤液处理排放标准定为三个级别，部分已建的渗滤液处理厂为此进行了改造，主要以增加物化处理单元为主，当时广州大田山渗滤液处理厂改造采用的主体工艺为“氨吹脱+生化处理+混凝物化”，一般能达到排放标准的二级标准。但是氨吹脱产生的氨气和装置的结构问题制约了此工艺路线。

2.3 上流式厌氧污泥床（UASB）+SBR+CMF+反渗透（RO）

此工艺是我国渗滤液处理具有标杆意义的广州兴丰生活垃圾处理场渗滤液处理系统首期工程的主体工艺。它将膜处理技术引入国内的渗滤液处理领域，生化处理与膜技术结合的处理工艺逐步被推广应用。由于采用了反渗透膜分离技术，渗滤液处理出水能稳定达到一级标准甚至回用水要求。通过在长期的运行、研究和总结，其成功之处以及暴露的问题都为全国渗滤液处理技术发展和探索迈出了重要的一步。

2.4 膜生物反应器（MBR）+ 反渗透（RO）/ 纳滤（NF）

它与2.3工艺类似，是通过多方面的的改进和总结得出的目前国内最为成熟的渗滤液处理工艺。随着膜深度处理技术的发展和推广，此工艺的投资成本也在逐渐降低。

2.4.1 厌氧单元的取舍

填埋场前期较为新鲜的渗滤液可生化性高，采用厌氧单元可减小好氧单元的处理负荷和池容，降低系统运行费用。但对已运行了数年的填埋场而言，水可生化性逐渐降低，高氨氮导致好氧生化系统的硝化和反硝化进程需要较多的碳源，如果再采用厌氧处理，反而会导致好氧生化单元碳源不足。因此，现在许多渗滤液处理厂舍去了厌氧处理环节。

2.4.2 MBR膜生物反应器的应用与改进

MBR膜生化反应器技术采用超滤技术取代传统的二沉池，同时又可以作为后续反渗透（RO）/纳滤（NF）的预处理工序。超滤对微生物完全截留使生化反应器内的污泥浓度从传统活性污泥法的3～5g/L提高到10g/L～30g/L，从而提高了反应器的容积负荷，足以应对高浓度的COD、BOD和总氮的处理需求，占地也大大减少。通常渗滤液处理厂的用地都十分有限，MBR工艺凭借其高效处理和节省占地在渗滤液处理中得到很大的推广和应用。

针对GB16889-2008对氨氮、总氮要求排放值分别为25mgL、40mgL（特别地区为8mgL、20mgL），要求生化部分总氮的去除率是应该达到90%以上，否则后续的膜深度处理难以达到出水标准。要达到高的脱氮效率可以采用复合MBR工艺（有后加碳源的两级A/O-MBR工艺）。碳源选择上，如厂区附近有粪便水、新鲜渗滤液等的可生化性高的污水可考虑作为廉价碳源，如无则需要外购碳源，价格较为昂贵。

2.4.3 反渗透（RO）和纳滤（NF）的应用与组合

反渗透可截留几乎所有污染物，仅有水、少数极小分子和低价离子能通过反渗透膜，对生化部分的要求相对NF低很多，因此，反渗透是确保渗滤液稳定达标排放的一道坚固防线。但是，截留率越高就意味着RO浓缩液的问题更加难解决。

纳滤对污染物的截留能力不及反渗透，要求生化部分对总氮的去除率达到99%以上，能耗和投资都付出了较大的代价，否则出水难以保证达标。但NF对一价盐离子不作截留，可把不可降解的大分子有机物截留却使盐份随出水排出，因此纳滤对采用回灌措施的填埋场可缓解盐分的富集。此外，节约运行成本较低，反渗透操作压力一般在0.3MPa～0.6MPa，而纳滤为0.07MPa左右，同时NF的产水率也比RO高。

选择反渗透还是纳滤一直都是许多业主为难的问题，其选择与当地政策以及浓缩液的处理政策有关。在建的长沙市渗滤液处理改造工程采用的就是纳滤和反渗透作配比组合应用。

2.5 MVC蒸发处理工艺

机械压缩蒸发MVC处理工艺是一种用纯物化方式进行液体浓缩的装置。MVC蒸发浓缩技术理论上可行，但国内仍未有稳定运行的实例，其结垢和清洗问题、反应器的材质及寿命、蒸馏液中的氨后续处理，药剂的消耗都是有待解决的突破口。需要指出的是MVC蒸发处理工艺也会产生浓缩液，其浓缩液的去向与处理也是问题。

三、浓缩液的处理

目前，许多填埋场采用回灌方式处理渗滤液或浓缩液，导致不可降解有机物和盐分在系统内不断积累，最终将会导致生化系统和膜处理系统的崩溃。随着回灌的弊端日益显现，浓缩液的去向和处理问题变得十分迫切。越来越多业主明确禁止浓缩液回灌，并且要求提出切实可操作的处理措施。理论上说，蒸发工艺用于处理浓缩液是可行的，而非直接处理渗滤液原液，从生态系统物质循环的角度考虑，生化部分可将大部分C、H、O、N元素回归大自然，剩下的不可降解有毒性的浓缩液则采用蒸发技术进行高度浓缩最终固化填埋；浓缩液也可通过高效絮凝沉淀去除大部分有机物和盐分后通过多级氧化改变污水的可生化性回流生化系统。这两项技术仍未有已成功运行的实例。

四、结语和建议

渗滤液处理工艺路线的设计需从填埋场系统整体考虑，应满足：可抗高的水质、水量冲击负荷；高效的有机物去除和脱氮能力；高的运行稳定性；较低的运行和能耗；浓缩液的尽可能减量化等，且注意填埋场系统内各个环节的相互制约关系，避免恶性循环。

膜生物反应器（MBR）+反渗透（RO）/纳滤（NF）工艺是目前最为成熟和稳定的渗滤液处理工艺。采用后加碳源的两级AO复合MBR处理技术可使可生化性较差的渗滤液在生化部分的脱氮效率达到90%以上，保证后续膜深度处理的效果，使出水稳定达标。

受到技术、政策和标准的限制，如何在厂内解决浓缩液的处理是一个更加棘手的问题，需要更多业者的探索与实践，为浓缩液找到一条合理的出路。■

参考文献

[1]刘疆鹰等.大型垃圾填埋场渗滤液COD的衰减规律[J].同济大学学报，2000，28（3）.

[2]袁维芳.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）.

[3]杨协栋等.新型MBR工艺对垃圾渗滤液TN去除的研究[J].四川环境 ，2007，26（4）.

第2篇：垃圾渗滤液现状范文

渗滤液污染特性处理技术

一、垃圾渗滤液的来源和污染特性

垃圾渗滤液是液体在填埋场受重力流动的产物。主要有以下来源：

1.自然降水：自然降水包括降雨和降雪，它是渗滤液产生的主要来源。降水冲刷填埋场，使渗滤液水质严重恶化。影响渗滤液产生数量的降雨特性有降雨量、降雨强度、降雨频率、降雨持续时间等。

2.废物中的水分：随固体废物进入填埋场中的水分，包括固体废物本身携带的水分以及从大气和雨水中的吸附（当储水池密封不好时）量。入场废物携带的水分是渗滤液的主要来源之一。

3.地表径流：地表径流是指来自场地表面上坡方向的径流水，对渗滤液的产生量也有较大的影响。

4.有机物分解生成水：垃圾中的有机组分在填埋场内经厌氧分解会产生水分，其产生量与垃圾的M成、PH值、温度和菌种有关。

5.地下水：如果填埋场地的底部在地下水位以下，地下水就可能渗入填埋场内，渗滤液的数量和性质与地下水同垃圾的接触情况、接触时间及流动方向有关。但一般在设计施工中采取防渗措施，可以避免或减少地下水的渗入量。

垃圾渗滤液是一种成份复杂的高浓度有机废水，其性质取决于垃圾成份、垃圾粒径、压实程度、现场气候、水文条件、和填埋时间等因素，主要有以下特性：

1.污染物种类繁多，成分复杂。垃圾渗滤液水质复杂，含有多种有毒有害的物质。其中有机污染物径技术检测有99种之多，有22种已经列入我国和美国重点控制名单，一种可以直接致癌，五种可诱发致癌。

2.水质水量变化大。垃圾渗滤液的水质水量会随着外界水文地质降雨量堆地高度及方式、填埋规模、填埋工艺、填埋时间、垃圾本身成份的变化而变化，随机性很大。

3.金属含量高垃圾渗滤液。中含有10多种金属离子，其中铁、铅、锌和钙的浓度可分别高达2050mg/L12.3mg/L，130mg/L和4200mg/L。

4.营养比例失调，氨氮含量高。

二、垃圾渗透液处理技术

1.物理化学法。主要有活性炭吸附、化学沉淀、密度分离、化学氧化、化学还原、离子交换、膜渗析、气提及湿式氧化法等多种方法，在COD为2000～4000mg/L时，物化方法的COD去除率可达50%～87%。和生物处理相比，物化处理不受水质水量变动的影响，出水水质比较稳定，尤其是对BOD5/COD比值较低（0.07～0.20）难以生物处理的垃圾渗滤液，有较好的处理效果。但物化方法处理成本较高，不适于大水量垃圾渗滤液的处理，因此目前垃圾渗滤液主要是采用生物法。

2.生物法。分为好氧生物处理、厌氧生物处理以及二者的结合。好氧处理包括活性污泥法、曝气氧化池、好氧稳定塘、生物转盘和滴滤池等。厌氧处理包括上向流污泥床、厌氧固定化生物反应器、混合反应器及厌氧稳定塘。

（1）活性污泥法。好氧处理用活性污泥法、氧化沟、好氧稳定塘、生物转盘等好氧法处理渗滤液都有成功的经验，好氧处理可有效地降低BOD5、COD和氨氮，还可以去除另一些污染物质如铁、锰等金属。在好氧法中又以延时曝气法用得最多，还有曝气稳定塘和生物转盘（主要用以去除氮）。

活性污泥法，传统活性污泥法渗滤液可用生物法、化学絮凝、炭吸附、膜过滤、脂吸附、气提等方法单独或联合处理，其中活性污泥法因其费用低、效率高而得到最广泛的应用。美国和德国的几个活性污泥法污水处理厂的运行结果表明，通过提高污泥浓度来降低污泥有机负荷，活性污泥法可以获得令人满意的垃圾渗滤液处理效果。采用活性污泥法能够有效地处理垃圾渗滤液。许多学者也发现活性污泥能去除渗滤液中99%的BOD5，80%以上的有机碳能被活性污泥去除，即使进水中有机碳高达1000mg/L，污泥生物相也能很快适应并起降解作用。众多实际运行的垃圾渗滤液处理系统表明，活性污泥法比化学氧化法等其它方法的处理效果更佳。

生物膜法与活性污泥法相比，生物膜法具有抗水量、水质冲击负荷的优点，而且生物膜上能生长世代时间较长的微生物，如硝化菌之类。当温度回升，微生物的硝化能力随即恢复。但是应当指出，这种渗滤液的性质与城市污水相近，对于较强的渗滤液此方法是否适用还待研究。

（2）厌氧生物处理。厌氧生物处理的有目的运用已有近百年的历史。但直到近20年来，随着微生物学、生物化学等学科发展和工程实践的积累，不断开发出新的厌氧处理工艺，克服了传统工艺的水力停留时间长，有机负荷低等特点，使它在理论和实践上有了很大进步，在处理高浓度（BOD5≥2000mg/L）有机废水方面取得了良好效果。厌氧生物处理有许多优点，最主要的是能耗少，操作简单，因此投资及运行费用低廉，而且由于产生的剩余污泥量少，所需的营养物质也少。近年来，开发的厌氧生物处理方法有：厌氧生物滤池、厌氧接触池、上流式厌氧污泥床反应器及分段厌氧硝化等。

（3）厌氧与好氧的结合方式。虽然实践已经证明厌氧生物法对高浓度有机废水处理的有效性，但单独采用厌氧法处理渗滤液也很少见。对高浓度的垃圾渗滤液采用厌氧好氧处理工艺既经济合理，处理效率又高。COD和BOD的去除率分别达86.8%和97.2%。

三、结语

垃圾渗滤液是一种有毒有害的高浓度有机废水，控制不好将产生二次污染，是卫生填埋场失去应有的价值和意义。要解决渗滤液污染问题，除了对垃圾填埋场进行控制，尽量减少渗滤液的产生外，关键是要对渗滤液进行处理，使其达标排放。近年来采用厌氧与好氧结合处理渗滤液的较多，在选择生物处理工艺时，必须详细测定渗滤液的成份，分析其特点，通过小试或中试来获得组合处理工艺，才能达到排放。生物法是今后垃圾渗滤液处理研究的主要方向。

参考文献：

第3篇：垃圾渗滤液现状范文

关键词：渗滤液重金属；A2/O工艺；去除率

中图分类号：X703文献标识码：A文章编号：1674-9944（2012）12-0050-04

1引言

随着我国经济的快速增长，垃圾产生量不断增加，目前的垃圾卫生填埋技术相对简单，处置量大，费用较低，已经成为了国内外大多数城市垃圾处置的主要方式[1]，而垃圾渗滤液作为垃圾填埋不可避免的副产品逐渐成为了令人头痛的问题。垃圾渗滤液中含有大量有毒物质、金属离子，氨氮和COD都非常高[2]，这就使得垃圾渗滤水的处理非常困难[3]。对于垃圾渗滤液的处理无论是国内还是国外都集中在了生物处理上，特别是厌氧—好氧的组合工艺更成为了处理垃圾渗滤液的首选工艺[4，5]。

目前，关于活性污泥法去除有机污染物及脱氮除磷效果的研究较多，对重金属的去除率研究甚少[6，7]。而渗滤液中重金属的来源广泛，且生态毒性大。这些重金属在生物处理过程中的形态分布如何、去除及迁移趋势如何、影响因素有哪些等都是需要关注的问题[8]。本文以沈阳市老虎冲垃圾填埋场渗滤液为原液，采用A2/O工艺（图1）对其进行处理，通过各段处理效果来分析处理过程中重金属离子（Pb、Ni、Cr、Cu、Zn）的去除情况。

2材料与方法

2.1样品的采集与保存

渗滤液采自沈阳市老虎冲垃圾填埋场，实验采用A2/O工艺（小试），运行工况：Q进水=9L/d，HRT=6h，SRT=25d，R=100%， DO=1.7～2.3mg/L，T=22～25℃，pH=7～8，MLSS=5500～6500mg/L。

用洗净的聚乙烯瓶分别从原液、调节池、厌氧池、缺氧池、好氧池、沉淀池以及出水7个采样点采集水样，并于4℃下保存，以备测定各段出水中重金属的含量。

2.2样品分析方法

（1）混合液中总重金属含量分析：对混合液进行消解，根据《水和废水监测分析方法》[9]，Pb、Ni、Cu、Cr、Zn采用火焰原子吸收法测定。

（2）污泥中重金属含量分析：取50mL泥水混合液，过滤。在105℃干燥箱中烘干2h。取出滤纸和干污泥，用电子分析天秤称量，并计算污泥重量。将滤纸和污泥置于烧杯中，加入10mL浓硝酸，加热至近干，观察有无棕黄色烟雾产生，若无棕黄色烟雾表示消解完全。最后定容至100mL，过滤待测。

3实验结果与讨论

3.1渗滤液中重金属的存在形态

重金属在液相中主要以溶解态和悬浮态存在，不同形态的重金属去除方法不同，为了研究A2/O工艺对重金属的去除情况，首先需要确定渗滤液中重金属的存在形态。

本文采用0.45μm的滤膜对渗滤液进行过滤，去除水中的悬浮物质，然后测定原液和滤液中的重金属含量，得到渗滤液中重金属的存在形态分布，以溶解态重金属体积分数为纵坐标，重金属元素为横坐标作图，见图2。

3.2重金属在各工序内的吸附平衡时间

为了分析重金属在各池内吸附平衡情况，需要先确定重金属在各池内达到吸附平衡的时间，实验操作如下。

3.3A2/O各处理工序中重金属的去除情况

通过对各采样点水样进行测定，结果见表2。渗滤液中5种重金属在各工序内的去除率见图4。

3.4结果分析

（3）泥水混合液进入沉淀池后，重金属浓度基本没有变化，说明沉淀池对渗滤液中的重金属基本没有任何去除作用，只是起到泥水分离的作用。这主要是由于渗滤液中的重金属经过调节池、厌氧池、缺氧池和好氧池的去除作用后，含量已经很低，因此在沉淀池中并没有什么变化。

4结语

（3）A2/O工艺对渗滤液中的重金属有很好的去除作用，但由于活性污泥法易受pH、DO、温度、污泥龄、重金属浓度等运行工况的影响[10]，因此对不同的重金属有不同的去除效果。本文未对A2/O系统具有明显影响作用的参数进行研究，各影响因素对重金属去除率的影响有待进一步研究。

参考文献：

[1]冷成保.国内外城市生活垃圾（MSW）现状[J].环境管理，2001 （1）：13～15.

[2]蒋海涛，周恭明，高廷耀.城市垃圾填埋场渗滤液的水质特性[J].环境保护科学，2002，28（111）：11～13.

[3]沈耀良，王宝贞，杨铨大，等.城市垃圾填埋场渗滤液处理方案[J].污染防治技术，2000，13（1）：17～20.

[4]胡纪全，曹芹.厌氧/好氧工艺处理生活垃圾填埋场渗滤液[J].中国资源综合利用，2007，25（9）：20～21.

[5]吴淳.厌氧—好氧工艺处理生活垃圾填埋场的渗滤液[J].污染防治技术，2008，21（2）：68～76.

[6]王光龙，蒋廉洁.污水集中处理厂污水中金属的分布[J].重庆环境科学，2002，24（5）：48～51.

[7]程晓如，刘畅，龚兵，等.活性污泥对城市污水中重金属的去除率研究[J].中国农村水利水电，2005，47（10）：87～89.

[8]彭永臻，张树军，郑淑文，等.城市生活垃圾填埋场渗滤液生化处理过程中重金属离子问题[J].环境污染治理技术与设备，2006，7（1）：1～5.

第4篇：垃圾渗滤液现状范文

关键词：渗滤液 生化法处理 膜法处理 蒸发处理 分类处理

在垃圾填埋过程中，雨水、地表排水和地下水进入垃圾填理层、将其中的污染物及其可降解产物溶出而产生的液体以及液体垃圾废弃物等，统称为垃圾渗滤液。它对周围地下水和地表水、土壤、大气生物等多方面均会造成严重的二次环境污染，并会通过食物链直接或间接地进入人体，危害人类的健康。由于其污染物浓度高、成分十分复杂、水质情况随气候条件及填埋年限变化波幅较大等特点导致处理难度极大。且国内相关处理经验缺乏，各地相关单位和部门先后对渗滤液处理技术开展了不同方向的研究，但对渗滤液处理工艺路线选择始终没有完全统一的意见。近年来，随着对环境保护日益重视，对填埋场污染控制标准也提出了更高的要求，渗滤液的合理处理将成为垃圾填埋污染防治的必要条件。因此，研究和探索适合我国国情的高效率、低能耗、投资省的垃圾渗滤液处理技术具有重要的意义。

一、渗滤液处理现状介绍及分析

垃圾渗滤液是一种有机污染负荷高、水质极为复杂的废水，影响渗滤液水质组成的因素错综复杂，渗滤液不同阶段差异也十分大，这导致渗滤液的处理一直没有统一的思路。国内早期的生活垃圾卫生填埋场渗滤液处理系统建设是直接参照城市生活污水处理工艺进行设计的。实践证明，在运行初期处理效果较好，但随着时间的推移，处理效果逐渐变差。现有渗滤液处理设施众多，处理工艺也有着各自不同的特点，但仍没有能完善处理渗滤液的案例，目前应用于国内外的渗滤液处理技术主要包括物化处理 （混凝沉淀、汽提与吹脱、高级氧化、膜法等）、生物处理（厌氧、好氧）、土地处理 （稳定塘、人工湿地及回灌） 或其组合工艺。在我国的实践中，土地处理（如回灌、湿地等）受到如气候、占地等实际条件限制而应用不多。下面择要介绍：

1.生化法处理

生物处理技术因其运行成本低等优点成为目前污废水处理过程中常用的处理技术。其应用于渗滤液处理经历了几十年的发展时间，这种模式应用于国内外绝大多数渗滤液处理厂，扮演着不可或缺的重要处理环节。它是利用微生物的代谢作用去除水中污染物的方法，包括厌氧生物处理和好氧生物处理。

但在处理过程中，如下问题不容忽视：1）由于渗滤液浓度高，停留时间较长，曝气处理产生大量泡沫，需要使用消泡剂；2）冬季低温时处理难度大，需要采取保温、加热措施或延长反应时间；3）有些情况下，渗滤液中磷、有机碳等营养物质缺乏，可能会导致生物反应器中的微生物死亡，因此需根据实际情况补充甲醇或磷等营养物质来实现营养平衡，保持生化处理系统的正常运行。

近年来，随着国内对渗滤液研究的不断深入，生化处理也出现了许多改进的工艺，但在实际工程运用中往往存在运行稳定性较差、投资性价比较低等问题，因此，目前仅靠使用生物处理技术难以去除废水中的污染物，处理效果较差。因此人们在对垃圾渗滤液的处理研究中采用多种处理方法组合，例如生物技术和化学法组合工艺，以达到提高处理效果的目的。

2.膜法处理

膜法处理是指渗滤液经过采用膜处理系统过滤分离污染物的处理工艺。近几年来，直接应用于渗滤液处理的全膜法处理技术逐步被引进并推广，但由于国内渗滤液成分与国外存在较大差异，在国内的应用中，全膜法处理渗滤液的缺陷尤为明显。实验数据显示，直接应用于原水的膜系统产水率不足 70 %，低于正常水平，清水通量下降速度也较快。

由于国内大型的垃圾填埋均为有机物为主，渗滤液浓度高，膜处理技术直接应用渗滤液原液处理往往会导致产水率降低、浓缩液比例过高、膜系统压力高、膜寿命短等问题。因此，对于国内生活垃圾渗滤液，不能直接使用膜处理系统处理，应经过生化处理去除大部分污染物后，使用膜系统进行深度处理。

3.蒸发处理

蒸发处理是一种将污水中挥发性成分与非挥发性成分分离的物理处理工艺，但国内外关于蒸发处理渗滤液的工程实例仍很少。据了解，国外部分处于试验阶段的处理设施，出现了严重的结垢现象；同时，由于国内仍缺乏蒸发处理的设计依据及技术经济评估，对于蒸发工艺处理渗滤液的适用性及经济性缺乏数据支持，尽管处理工艺理论可行，仍未形成一套成熟可靠的工艺路线，国内基本上没有专门针对垃圾渗滤液蒸发浓缩的成熟成套设备，没有成熟可靠的大规模垃圾渗滤液蒸发处理工程实例运用，也缺乏公认的工艺设计参数选取和设备选型，且蒸发工艺设备价格昂贵，采用蒸发处理工艺应用于垃圾渗滤液处理工程建设，须承担的风险极大。因而，由于技术不成熟，蒸发处理目前很难进行推广。

4.回灌处理

回灌处理是指用适当的方法将在填埋场底部收集到的渗滤液从覆盖层表面或覆盖层下部重新灌入填埋场，利用填埋场覆盖层的土壤净化作用、垃圾填埋层的降解作用和最终覆盖后填埋场地表植物的吸收作用等进行处理的方法。回灌技术在我国的研究起步较晚，目前应用较少，国内该技术大多局限于实验室范围，技术推广缺乏可借鉴的样板工程。

总之，目前所采用的处理方法多为生物处理与化学法相结合的处理工艺，但由于垃圾渗滤液的水质特点，在处理过程中处理效果不很理想。

二、建议

垃圾渗滤液不同一般城市生活污水，污染物浓度高、成份复杂、水质水量多变，处理难度很大，选择垃圾渗滤液生物处理工艺时，需详细测定垃圾渗滤液的各种成分，分析其特点，以便采取相应的对策；并依据我国的国情，宜发展投资省，效果好的渗滤液处理技术。需要注意的是，渗滤液处理技术的适用性不但取决于技术本身，而且取决于地区经济适用条件和环境标准要求等因素，需考虑以下几个方面。

1. 完善技术标准及评估体系

目前，应在总结各地实践经验的基础上建立完善的渗滤液处理技术标准体系和评估体系，以客观地评价各种处理技术的水平；组织编写最佳可行技术参考文件，在工程的前期建设阶段及咨询方面发挥积极作用，指导卫生填埋场渗滤液处理工程的可行性研究、设计、施工和运行等全过程管理决策，促进我国渗滤液处理行业的健康发展；与地下水污染、土壤污染相关的环境修复法规和技术规范还很不完善，需要引起重视并及早制定。

2. 关键技术与装备国产化

目前我国渗滤液处理的关键技术和装备主要依赖进口，如分离膜等，造成渗滤液处理投资及运行成本居高不下。因此，应尽快吸收国外的先进技术，组织相关的处理技术攻关，逐步实现关键技术与装备国产化，以降低设施建设运营成本，不断提高渗滤液处理设备现代化水平。

3. 分类处理，源头减量

1）实行雨污分流

由于雨水渗入是渗滤液的主要来源，因此控制雨水的渗入是控制渗滤液产生量的最重要的措施，填埋场一般通过雨污分流的方式将大部分的雨水分流到填埋区外，从而将渗滤液产生量控制到最低。

2）控制地下水的渗入

对地下水管理的目的在于防止地下水进入填埋区，一般通过设置地下排水系统，在填埋场底部和周围设置防渗系统能有效防止地下水进入填埋区，减少渗滤液产生量。

3）进行有机垃圾及危险废物的源头分类收集，限制其进入生活垃圾填埋场，并逐步建设配套的处理设施。源头分类收集是行之有效的解决途径。进行有机垃圾的源头分类收集不仅可以降低渗滤液的产生量及污染物浓度，可以利用厌氧消化等先进的生物处理技术充分回收沼气能源及生产高品质的堆肥，而且可以减少渗滤液中重金属盐的含量，从而减少污染地下水的风险。

4）采用先进的垃圾填埋技术、管理方式减少渗滤液的产生，如：采用生物反应器填埋场技术，降低渗滤液处理费用，加速有机物降解，提高填埋气体的产生量及产率；合理分期建设填埋作业区，减小填埋作业区的汇水面积以减少渗滤液的产生量，在填埋作业单元和未使用的单元间设置活动式围堰可有效地隔离渗滤液和地表水等。

三、结束语

目前，我国有大量的垃圾卫生填埋场渗滤液未得到有效控制。因此，填埋场渗滤液对环境的影响是目前急需解决的问题。随着新的《生活垃圾填埋污染控制标准》GB16889-2008自2008年7月1日开始实施，对垃圾渗滤液的处理提出了更高的要求，本文分析了国内渗滤液处理工艺实际应用中存在的问题，希望能为渗滤液处理技术的深入研究与探索提供有意义的参考。

参考文献

[1] 王向伟.浅谈城市生活垃圾填埋场渗滤液的性质及其处理[J].中国城市环境卫生，2009，1：13～15.

[2] 王振华，颜士全.UASB-SBR联用工艺处理垃圾渗滤液[J].黑龙江科技信息，2008（18）：10.

[3] 童晓岚，王瑾等.卷式反渗透膜用于垃圾渗滤液深度处理并回用[J].中国给水排水，2007， 23（22）：77-81.

第5篇：垃圾渗滤液现状范文

关键词：垃圾体水位 控制技术 工程应用 排水排污沟 覆盖膜 盲沟 竖井

垃圾填埋场占地面积大，露天作业，下雨时水份渗入垃圾体，不仅增加了填埋场渗滤液处理量，还增加了垃圾填埋堆体不稳定因素，给填埋场运营管理带来了许多困难。如遇到渗滤液导排系统堵塞，会提高垃圾堆体的水位。垃圾堆体浸泡在水中，形成饱和状态，会增加滑动力，减少垃圾堆体的稳定安全性。因此，渗滤液水位过高从而影响垃圾堆体安全的稳定性是当今急需研究的重要课题，控制雨水进入垃圾堆体是填埋作业安全的重中之重。而有效的技术措施是防止雨水进入垃圾堆体的必要保证,并可实现工程应用。

1布设填埋库区雨污分流系统

雨污分流系统包括场外排洪系统和场内排水排污系统，场外排洪系统通常有场区外部截洪沟、沉砂池、排洪渠等。场内径流系统通常是在交替作业的各个填埋块区边界设置排水排污沟，在作业道路边设置排水排污沟、沉砂井、排水排污主管等；在垃圾面铺设覆盖膜防止雨水直接进入垃圾体，把覆盖膜上的雨水引导到排水沟上；整个场区排水排污沟分别连通，由场内主排水排污沟分别引导雨水污水到场外径流系统。

1.1场外排洪系统

根据当地50年一遇或100年一遇山洪水量，结合填埋场的地形地貌，如山谷形填埋场做法为：在坡底建贯通全场的截洪沟，沟底坡度为2%。在山坡边坡顶至底按每10米高度布设1级平台并修建排水沟，在自然形成的流水冲沟位置建跌水沟，根据汇水量设计，截洪沟流水断面宽X高为0.6X0.6m渐变至2.5X2.5m，排水沟通常宽X高为0.5X0.5m左右，沟底坡度均为2%。在截洪沟中部及末端出口处设置沉砂池，沉砂池可作为储水池，排水沟、跌水沟、截洪沟相互连通。因填埋场大多数远离市区，再经排洪隧道或排水管排出场外市政排水管网,排洪隧道一般埋地下，流水断面宽X高为2.0X2.0m，排水管可明敷或埋地敷设。

1.2场内排水排污系统

填埋作业分块区进行，在块区边界线及垃圾车临时进场道路两旁修建排水沟，块区与块区之间交替作业，不断堆高垃圾堆体，每块区约高度10米。块区边界线排水排污沟具体做法为：修建一沟两用的排雨水沟（排水沟）和排垃圾渗滤液沟（排污沟），宽X高为1X2m，通常以覆盖膜分隔为上沟和下沟，上沟为排水沟，下沟为排污沟，上沟和下沟的截面可均等，排污沟用30―50mm级配碎石填充。在垃圾车临时进场道路两旁修建垂直分隔的一沟两用的排水沟和排污沟，宽X高为2X2m，通常以覆盖膜分隔为里沟和外沟，里沟靠垃圾堆体为排污沟，外沟靠垃圾车临时进场道路为排水沟，里沟和外沟的截面可均等，里沟用30―50mm级配碎石填充，里沟内放置DN200的HDPE花管（梅花状开孔，管底部不开孔，开孔直径Ø10mm，孔距150mm）作为导排管，HDPE花管可采用热融焊连接，可加套管加强连接。在平面布置上，垃圾车临时进场道路两旁的沟为主沟，块区边界线的沟为次沟，次沟与主沟连接，排水沟的水排入市政管网，排污沟的水排入渗滤液调节池。

1.3垃圾面铺设覆盖膜防止雨水直接进入垃圾堆体

垃圾面铺设覆盖膜，其作用不仅防止雨水直接进入垃圾堆体，还能防止垃圾臭气散发到空气中污染环境；又可使垃圾堆体处于厌氧状态，增加垃圾有机物的降解；更能有效提高垃圾沼气有序收集效率，达到节能减排目的。根据垃圾面搁置时间，有临时覆盖、中间覆盖、终场覆盖。具体应用为：在相对搁置时间较长的垃圾面做中间覆盖，铺设较为经久耐用的HDPE膜，厚度为0.3mm至1.0mm ,膜与膜采用热熔焊接。由于南方地区多发台风，为了抵御台风吹打，膜上覆盖孔隙为100 X100 mm的尼龙渔网，再在HDPE膜和渔网上压上1X0.5X0.3m的土工布砂袋 。施工技巧为：因HDPE膜很薄，特别是焊缝部位强度局部比膜体低，抵御台风吹刮能力较差，为了防止强台风从HDPE膜焊缝吹进使膜鼓起遭受破坏，施工HDPE膜时逆台风季节主要风向铺设，使上风向的膜压着下风向的膜；将土工布砂袋沿着焊缝排列；根据HDPE膜的宽度，在每张HDPE膜中间加设2排土工布砂袋，间距约为2.1X2.1m排列。同时，为了防止垃圾刺穿HDPE膜，在垃圾面要推平压实，覆盖约0.3m厚土层平整场地。

在每天作业的垃圾面临时覆盖，每天下班后铺设较为柔软的厚度为0.3mm的防渗塑料编织土工膜代替传统的粘土覆盖材料，膜上压0.5X0.5X0.3m的土工布砂袋 ，膜与膜采用搭接。防渗塑料编织土工膜使用方便，不但可防止雨水进入垃圾体，又可防止臭气污染空气，同时可节约填埋垃圾库容5%-10%。在第二天上班前把防渗塑料编织土工膜掀开，收留卷起，留待当天下班后铺设。如此，防渗塑料编织土工膜可重复使用。

2多层次三维布设渗滤液导排系统

垃圾填埋场的渗滤液导排系统通常做法是：在边坡每级平台上设置渗滤液导排盲沟及在场底铺设碎石层作为渗滤液导排层， 由于渗滤液导排系统长期运营之后容易发生淤堵，使渗滤液水位过高从而影响垃圾堆体的安全稳定性，因此，当填埋场运营到一定年份（如10年左右）时，应在垃圾堆体上重新布置一套渗滤液导排系统，新系统负担系统标高以上的垃圾堆体渗滤液导排，减轻了旧系统的负担。

在具有一定高程的垃圾堆体上重新布置一套渗滤液导排系统，施工难度很大。原因是垃圾面上有各种设施，包括填埋气体收集气井、管线系统、场内径流排水沟系统、垃圾面覆盖膜、填埋垃圾作业面、作业平台、垃圾车临时进场道路等设施，而且由于垃圾体的不均匀沉降，垃圾面会形成大面积凹凸不平的状况。因此，在垃圾堆体上设置渗滤液导排盲沟，可根据具体情况，选择以下做法。

2.1渗滤液水平导排盲沟----在填埋垃圾库区端部（周边）范围实施

在一定高程的垃圾堆体平面上设置直线形渗滤液水平导排盲沟，根据垃圾水量情况，间距为30至50米。水平导排盲沟在垃圾体的不均匀沉降容易发生倒坡现象，因此设计长度不宜太长，在300米左右为宜，为增加自排能力，坡度大于2%。盲沟做法：宽X高为3X4m，用30―50mm级配碎石填充，中间放De355-De450HDPE花管，HDPE花管可采用热融焊连接，可加套管加强连接。在渗滤液水平导排盲沟端头设置端头井,水平导排盲沟的渗滤液可通过端头井流出,流入渗滤液收集管,再输送到渗滤液调节池。

随着填埋垃圾高度的不断提高，渗滤液水平导排盲沟可在不同的高程再设置若干层。根据欧美发达国家的成功经验，在渗滤液水平导排盲沟端头井采用管道反冲洗设备，定期对渗滤液水平导排管道进行冲洗维护，可有效防治渗滤液导排系统淤堵问题。

2.2水平导排盲沟+较大口径竖井----在填埋垃圾库区中部范围实施

在垃圾堆体中按100米左右的距离建设一口直径1米深约10米的竖井（HDPE管，De1000，PE100，SDR11），竖井De1000HDPE管可采用热融焊连接，可加套管加强连接。在现状高程的垃圾堆体上围绕竖井周边设置不同方向的渗滤液水平导排盲沟，盲沟做法为宽X高为2X2m，用30―50mm级配碎石填充，中间放De200-De355HDPE花管，HDPE花管可采用热融焊连接，可加套管加强连接。坡度为2%。渗滤液经水平导排盲沟流向竖井，水平导排盲沟与竖井的连接为：在竖井大管开孔，水平导排盲沟小花管穿入竖井大管，热融焊连接。为了保证竖井大管的强度，在竖井大管的不同高度开孔。在井底放置潜污泵抽出竖井渗滤液，接入渗滤液排水管道排到调节池。

随着填埋垃圾高度的不断提高，竖井可不断提高，竖井De1000HDPE管可采用热融焊连接，可加套管加强连接。渗滤液水平导排盲沟可在不同的高程再设置若干层。

由于竖井与不同方向的渗滤液水平导排盲沟采用热融焊连接并埋在垃圾堆体下，受到来自不同反向的重力，可保证竖井在垃圾体的不均匀沉降中保持平衡。水平导排盲沟在垃圾体的不均匀沉降容易发生倒坡现象，因此设计长度不宜太长，在100米左右为好。同时，为了保证抽出渗滤液，抽水设备要随着竖井高度提高而改进。

3钻小口径竖井抽排垃圾体渗滤液----快速降低垃圾体水位

在水位高的填埋垃圾堆体平面布置竖向抽水井，通过向竖井加压的方式抽出渗滤液，每口竖井日抽水量为13至33吨，可达到快速降低垃圾体水位的效果。具体做法为：将空气压缩机放在配电室，引出压缩空气主管（HDPE管，De8mm，P=1.6Mpa），从主管引出支管，支管连接竖井并向竖井加压抽水。从竖井抽出的污水用排水支管（U-PV管De50）引到排水主管，由排水主管将渗滤液排放到渗滤液调节池。竖井做法为：在填埋垃圾堆体钻井直径150mm，深度根据垃圾体厚度调整，注意离开场底水平HDPE防渗层5米。在井口范围直径1米高1.5米内用掺10％膨润土的粘土压实，在井口范围直径5米高0.5米内用粘土压实，用单面复合土工排水网护井壁（土工布一面贴近垃圾面），单面复合土工排水网内底部放置10-20mm硬质洗净碎石高1米，再放入钢管Ø114X6mm，钢管先开孔(开孔直径Ø10mm，开孔率5%），加工丝扣，后热镀锌，采用管接箍丝扣连接。钢管底部密封，顶部伸出垃圾堆体0.8米,用5mm厚钢板封口。将排水管U-PV管De50和压缩空气管（HDPE管，De8mm，P=1.6Mpa）放入钢管内，底部距离钢管底部1米，顶部从封口钢板穿孔伸出分别与垃圾堆体面的排水管网及压缩空气管管网连接。

第6篇：垃圾渗滤液现状范文

关键词：正交试验　ASBR　垃圾渗滤液　最佳工艺运行参数

中图分类号：X705

文献标识码：A

文章编号：1007-3973（2012）007-107-02

垃圾填埋引发的主要环境问题之一是渗滤液造成的污染，对填埋场渗滤液进行有效处理是实现城市垃圾无害化的关键。垃圾渗滤液是一种危害较大的高浓度有机废水，同时也是一种处理难度较大的废水。目前在垃圾渗滤液处理中所采用的厌氧反应器多为普通消化池、AF、UASB 等，这些工艺存在运行效果不稳定，占地面积大，投资费用高以及操作不方便等问题。因此，近年来兴起用ASBR预处理垃圾渗滤液。

厌氧序批式反应器(Anaerobie Sclueneing Batch Reaetor简称ASBR) 是20世纪90年代美国Iowa州立大学RichardRDague教授提出并发展起来的一种新型高效厌氧反应器，随着近年来国内外对ASBR预处理垃圾渗滤液研究的重视，各国学者对其可行性、处理效果及影响因素方面已有较全面的研究。但对于组分复杂、有机物浓度高的垃圾渗滤液在何种条件下使之处理效果最佳方面的研究却鲜有人涉及。因此，本文采用正交试验设计，通过室内模拟试验、理论方法探讨各因素对ASBR处理效果影响的主次顺序，确定最优运行工艺条件，以期为该类实际废水有效处理中工艺控制提供一定的理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验材料

本试验进水为混合水质（不同进水浓度由渗滤液与生活污水按不同比例配制而成）。渗滤液为室内模拟厌氧填埋柱的渗滤液，模拟填埋柱内的垃圾采集自大学垃圾中转站。垃圾经简单破碎分选后填入填埋柱中。从厌氧填埋柱排出的渗滤液呈深灰色，CODCr浓度在8000～20000mg/L范围内。生活污水来自于学生宿舍和学生食堂污水配水井，CODCr浓度在500～750mg/L范围内。

本试验的接种污泥采用成都市某污水处理厂厌氧消化池内低有机负荷常温污泥，含水率为96.85%，VS/TS为63.6%。

1.2 测定方法

CODcr：重铬酸钾法（CJ/T3018.12-1993）；pH：玻璃电极法（CJ/T 3018.10-1993）；VFA和碱度均引用城镇建设行业标准（CJ/T 221-2005）城市污水处理厂污泥检验方法中的测定方案。

1.3 正交试验设计

本试验采用L9(34) 多指标正交试验方案，以COD去除率和出水VFA浓度作为评定指标，选取周期、进水量、搅拌频率以及进水COD浓度4 个因素进行研究，同时辅助监测NH3-N、碱度和pH，以确保反应器的正常运行。正交试验因素与水平见表1。

2 结果与分析

2.1 正交试验结果

按正交试验设计进行了9个试验，测得COD去除率结果见表2。

2.2 正交实验结果分析

2.2.1 极差分析

由表2、3 可知，ASBR运行的最佳组合为A2B1C2D3；各因素对COD去除率的影响依次是：搅拌频率＞周期＞ 进水量＞ 进水COD浓度。

2.2.2 方差分析

考虑到试验中的误差，取%Z = 0. 05，F0.05( 2，8) = 4.46，来检验各因素的显著性。由表4 可知，从COD去除率来考虑，搅拌频率达到了显著水平。这与极差分析中因素搅拌频率为主要因素的结论一致。取组合A2B1C2D3为最佳组合。

注：表示各因素对所对应指标的影响达到显著水平( %Z = 0.05)。

2.3 正交试验结果验证

由上述试验结果极差分析可知，采用组合A2B1C2D3时ASBR对COD的去除率为最佳。随后我们将进行3 次重复试验进行验证。验证实验中，采用COD去除率作为评价指标所得最佳条件A2B1C2D3其平均去除率在96.95%左右，与正交试验结果相仿，因此，我们得到中温条件下ASBR最优工艺参数，即：周期为36h，进水量为1L，搅拌频率为2min/2h，进水COD浓度为14000mg/L。

3 结论

利用正交试验对影响厌氧序批式反应器COD去除率的多个因素进行了优化组合，确定出最佳参数组合：周期为36h，进水量 为1L，搅拌频率为2min/2h，进水COD浓度为14000mg/L；4 个因素对COD去除率的影响顺序为：搅拌频率＞周期＞ 进水量＞ 进水COD浓度。

参考文献：

[1]　孙英杰,徐迪民,胡跃城.城市生活垃圾填埋场渗滤液处理方案探讨[J].环境污染治理技术与设备,2002,3(3):65-68.

[2]　周爱姣.垃圾填埋场渗滤液物化处理的现状及发展趋势[J].重庆环境科学,2001,23(6):67-70.

第7篇：垃圾渗滤液现状范文

关键词：可生化性；垃圾渗滤液； Fe/C微电解-Fenton法

中图分类号：X703 文献标识码：A

Enhancing Biodegradability of Landfill Leachate

Using Iron-carbon Microelectrolysis with Fenton Process

YANG Qi1，2， LIU Sheng1，2， ZHONG Yu1，2， CHEN Ren1，2，

LI Xiao-ming1，2， ZENG Guang-ming1，2

（1. College of Environmental Science and Engineering， Hunan Univ，Changsha，Hunan 410082， China；

2. Key Laboratory

of Environmental Biology and Pollution Control， Hunan Univ， Ministry of Education， Changsha，Hunan 410082， China）

Abstract：Iron-carbon microelectrolysis with Fenton process was used to pretreat the mature landfill leachate and to enhance its biodegradability.The factors， such as initial pH， iron-carbon concentration， the mass ratio of iron to carbon， dosage of H2O2 and reaction time were investigated. Under the optimal conditions of initial pH of 3， iron-carbon concentration of 52 g/L， iron to carbon mass ratio of 3， H2O2 dosage of 12ml/L， the removal efficiency of COD reached 75% after a reaction time of 1 h. The ratio of BOD5 to COD also increased from 0.075 to 0.250， which suggested that iron-carbon microelectrolysis with Fenton process could significantly improve the biodegradability of landfill leachate， compared with the single iron-carbon microelectrolysis or Fenton process.

Key words：biodegradability；landfill leachate； iron-carbon microelectrolysis with Fenton process

垃圾渗滤液是一种难降解的高浓度有机废水，如果得不到及时处理，会污染土壤，地下水及其周边环境，直接采用生物方法处理往往难以达到排放标准.和生物处理相比，物化处理不受水质水量变动的影响，出水水质比较稳定，尤其是对BOD5/COD比值较低（0.07～0.20），难以生物处理的垃圾渗滤液，具有较好的处理效果，常常作为生物处理前的预处理工艺[ 1].Fenton工艺是一种利用Fe2+催化H2O2产生羟基自由基实现有机污染物降解的高级氧化技术，其能够有效地对垃圾渗滤液中的难生物降解有机物进行氧化降解[ 2]，但为达到理想的COD去除率需要大量投加H2O2，增加了处理成本[ 3].因此需要对传统的Fenton处理工艺进行改进，达到改善其对垃圾渗滤液的处理效果并且有效地降低成本的目的.铁碳微电解，通过铁屑和炭构成原电池产生氧化还原，吸附与絮凝以及电富集等多种作用可实现部分难降解物质的去除，此外在处理过程中某些有机物的形态和结构可能发生改变，废水的可生化性得以提高.如果在酸性条件下加入H2O2，利用铁碳微电解过程中产生的Fe2+形成Fenton反应，就是所谓的Fe/C微电解-Fenton强化工艺[ 4].齐旭东等[ 5]采用废铁屑和活性炭构建腐蚀电池+Fenton工艺预处理垃圾渗滤液，实现了有机物的有效去除，同时提高了渗滤液的可生化性.然而，他们研究的对象是新鲜垃圾渗滤液（BOD5/COD值远高于0.3），应用高级氧化技术预处理的意义不大.随着我国城市垃圾填埋场的填埋年限日益增加，老龄垃圾渗滤液由于污染成分复杂，可生化性极差，对其进行生化处理的难度也越来越大.本研究采用Fe/C微电解-Fenton法对老龄城市生活垃圾渗滤液（BOD5/COD小于0.1）进行预处理，并与单独的Fe/C微电解和Fenton法处理效果进行比较，探讨其提高老龄渗滤液可生化性的可行性及机理.

湖南大学学报（自然科学版）2015年

第12期杨 麒等：Fe/C微电解-Fenton法预处理提高垃圾渗滤液可生化性的研究

1 材料与方法

1.1 垃圾渗滤液水质

实验所选用的垃圾渗滤液取自长沙市黑糜峰垃圾填埋场.黑糜峰垃圾填埋场是长沙市唯一的城市生活垃圾填埋场.2003年4月正式投入使用，至今已经运行了11年，日处理生活垃圾能力最高4 000 t.填埋场占地146.9公顷，库容为4 500万立方米，服务年限为34-50年.所取垃圾渗滤液水质指标如表1所示，极低的BOD5/COD值表明该垃圾渗滤液为老龄垃圾渗滤液.

1.2 实验材料

废铁屑取自湖南大学教育技术与工程训练中心车间，先用一定浓度的碱液浸泡，再用质量分数为10%的H2SO4酸洗后浸泡，去除其表面油渍脏物和氧化膜后使用，Fe的质量分数平均为90%.活性炭浸泡在原水中达到吸附平衡后烘干使用；活性炭购自长沙明瑞化工有限公司，0.30～0.84 mm（ 20～50 目），颗粒状，在原水中达到吸附平衡后烘干使用；H2O2购自湖南师范大学化学试剂厂；其它化学试剂均为市售，分析纯.

1.3 实验方法

Fe/C微电解-Fenton实验在250 mL烧杯中进行，取100 mL垃圾渗滤液于反应烧杯中，用1 mol/L的H2SO4或NaOH溶液调节pH值到设定值后，加入一定量的活性炭和铁屑，同时加入适量H2O2，搅拌至反应完毕，取其上清液分别测定COD和BOD5.为了研究Fe/C微电解-Fenton的综合效应，设2个对照实验：Fe/C微电解和Fenton对照实验，分别加入与Fe/C微电解-Fenton实验中数量相等的活性炭铁屑混合物和H2O2.

1.4 分析方法

COD采用重铬酸钾法测定，BOD5采用BODTrak测量仪测定[ 6].

2 结果与讨论

2.1 单因素影响分析

2.1.1 初始pH的影响

将垃圾渗滤液pH分别调为2，3，4，5和6，固定mFe=3.9 g，mC=1.3 g，H2O2投加量为12 mL/L，反应时间为1 h，实验结果如图1所示.

随着反应初始pH的增大，COD浓度逐渐降低，COD去除率也相应逐渐提高.当pH=3时，3种方法对COD的去除率均达到最大，Fe/C微电解-Fenton法的去除率为76.24%，Fe/C微电解法的去除率为60.40%，而Fenton法对COD的去除率仅为48.51%.与此同时，渗滤液的可生化性也有所改善，3种预处理工艺下BOD5/COD值分别提高到0.25，0.15和0.11.当pH继续增大时，COD的去除率反而逐渐降低.当pH为6时，Fe/C微电解-Fenton法对COD的去除率降低到了46.53%，Fe/C微电解法的则降低到了36.63%，而Fenton法的预处理效果极不理想，仅为22.77%.这是因为，在酸性条件下，氧的标准电极电位比在中性介质中高，扩大了铁碳原电池电极电位差，起到了促进电极反应的作用，使氧化还原以及絮凝吸附等作用充分进行，从而提高了垃圾渗滤液的处理效果.研究表明pH值在2～4的范围内，Fenton反应可以得到更多的・OH，而pH值过高时Fe将以Fe（OH）3的形式沉降，处理效果会下降.一般情况下，pH值越低，铁炭原电池反应更容易进行，阴极产生的中间态活性氢[ H]具有强氧化还原作用，反应过程中产生的Fe2+则具有还原作用，对絮凝吸附等过程具有促进作用.当pH值过低时，Fe与H+发生反应，产生的大量H2在电极之间形成一层膜从而阻碍原电池的反应；当pH值过高时，Fe2+会形成Fe（OH）2和Fe（OH）3，附着在铁炭表面，阻碍反应的进行，COD去除率下降[ 7].因此pH= 3是3种基于Fe2+的预处理工艺的最佳pH条件.

pH

2.1.2 Fe-C投加量的影响

固定pH=3， Fe/ C=3，H2O2投加量为12 mL/L，反应时间为1 h，Fe-C投加量分别为44，52，60，68，76 g/L，考察其对垃圾渗滤液预处理效果的影响.由图2可以看到，当Fe-C投加量为44 mg/L时，Fe/C微电解-Fenton法对COD的去除率达到57.43%，BOD5/COD值提高到0.15，而Fe/C微电解法的COD去除率为45.54%，BOD5/COD值为0.12，两者的差别不太大.随着Fe-C投加量增大到52 mg/L，Fe/C微电解-Fenton法中COD的去除率和BOD5/COD值也随之分别提高到了75.25%和0.24，而Fe/C微电解法对COD的去除率仅提高到59.42%，BOD5/COD值也仅增大到了0.15.随着Fe-C投加量继续增大，COD的去除率变化不明显，基本维持在70%左右.当Fe-C投加量大于52 mg/L时，COD的去除率也上下浮动，这表明原电池反应的去除作用已基本达到极限[ 8-9].这是因为当Fe-C投加量较小时，形成的Fe-C原电池数量也较少，不能够产生足够的Fe2+，原电池反应不充分，从而不能彻底分解有机物，导致COD去除率较低.随着投加量的增加，系统中Fe-C原电池的数量也相应增多，原电池反应可以充分进行，化学氧化较为充分，有机物的分解较完全，因此对渗滤液中的污染物的去除能力也相应增强[ 10].虽然Fe-C投加量为76 g/L时，Fe/C微电解-Fenton法对COD的去除达到78.22%，略大于52 mg/L 的75.25%，但增幅相当有限.因此从经济角度考虑，本实验中Fe-C最佳投加量选定为52 g/L.

Fe-C投加量/（g・L-1）

2.1.3 Fe/ C质量比的影响

固定pH=3，Fe-C投加量=52 g/L，H2O2投加量为12 mL/L，反应时间为1 h， Fe/ C分别为1，2，3，4，5，6，探讨Fe/ C变化对系统总体效率的影响，结果如图3所示.当Fe/ C为2时，经Fe/C微电解-Fenton处理后的COD量为638.29 mg/L，去除率为68.75%，BOD5/COD值为0.21，而Fe/C微电解法反应后的COD量则为1 106.37 mg/L，去除率45.83%，BOD5/COD值为0.12.随着Fe/ C提高到3，Fe/C微电解-Fenton对COD的去除略有增加，去除率达到73.69%，BOD5/COD值也增大到0.25.与此同时Fe/C微电解法中COD去除率及BOD5/COD值也达到最大值，分别为57.29%和0.15.此后，随着Fe/ C的增加，两系统的总体效率都有不同程度的下降.朱兆连等人采用铁碳微电解法对垃圾渗滤液进行处理，在Fe/C为3时，COD的去除效果最佳，去除率可以达到51.8%.研究表明：对基于铁碳微电解的体系来说，由于形成原电池的铁碳比是一定的，过高或过低的Fe/C导致反应不能充分的进行，对污染物的降解不利，因此去除效果下降[ 11].当Fe/C低于3时，微电解反应缓慢导致Fenton反应产生・OH速率变慢，来不及破坏水中有机物的分子结构，从而不能有效提高垃圾渗滤液可生化性的提高；当Fe/C高于3时，活性炭投加量相对减少，微电解反应不充分，导致Fenton反应不充分，因此不能有效提高COD的去除率.

mFe/mC

图3 Fe/C对COD去除及BOD5/COD的影响

Fig.3 Effect of ratio of iron

and carbon on COD removal and BOD5/COD

2.1.4 H2O2投加量的影响

实验固定pH=3，mFe=3.9 g，mC=1.3 g，反应时间为1 h，H2O2投加量分别设定为10 ml/L，11 mL/L，12 mL/L，13 mL/L和14 mL/L，考察H2O2投加量对渗滤液中污染物去除的影响.H2O2可与铁碳微电解过程中产生的Fe2+形成Fenton反应，进而强化整个体系对垃圾渗滤液中污染物的降解[ 12].如图4所示，在研究的H2O2投加量范围内，Fe/C微电解-Fenton法都表现出较Fenton法更好的处理效果.当投加量为12 mL/L时，Fe/C微电解-Fenton法对COD去除达到最佳（75.00%），同时BOD5/COD值也增大到0.25.而朱兆连等人对相同条件下微电解后的垃圾渗滤液投加H2O2，当投加量为11 mL/L时，COD去除率达到最大值63.8%，没有达到本实验条件下的最佳处理效果，这是因为微电解过程中产生的Fe2+可同时与Fenton发生反应，强化反应过程中的氧化作用，当H2O2投加量超过一定范围时，过量的H2O2与・OH反应产生HO2・，氧化能力比・OH低，有机物不能得到彻底的氧化，还将Fe2+氧化成Fe3+，Fe3+的催化能力要低于Fe2+，从而导致对COD去除率的降低[ 13].当H2O2投加量增加到 13 mL/L时，发现Fe/C微电解-Fenton法对COD去除率开始下降.因此，在本实验条件下，最佳的H2O2投加量为12 mL/L.

H2O2投加量/（mL・L-1）

图4 H2O2投加量对COD去除及COD5/COD的影响

Fig.4 Effect of H2O2 dosage

on COD removal and BOD5/COD

2.2 反应动力学分析

固定pH=3，mFe=3.9 g，mC=1.3 g，H2O2投加量为12 mL/L，3种工艺下的COD去除及BOD5/COD提高的效果如图5所示.

反应时间/min

图5 COD的去除以及BOD5/COD

随反应时间的变化

Fig.5 Variation of COD and BOD5/COD

with reaction time

如图5所示，垃圾渗滤液中的COD在反应开始后的60 min内被迅速去除，60 min后COD的去除率基本保持稳定，因此在整个反应过程中反应速率呈现出较大的差异.研究表明Fenton体系一般遵循一级反应[ 14-15]，其动力模型如式（1）：

dCdt=-KC.（1）

对式（1）进行积分得：

lnCtC0=-Kt.（2）

式中：Ct为反应阶段某一时刻COD的值，mg/L；C0为垃圾渗滤液初始COD的值，mg/L；t为反应时间，min；K为反应速率常数.

用式（2）对3种工艺前60 min内垃圾渗滤液中COD浓度随时间的变化进行拟合，拟合结果如表2和图6所示.

由表2可以看出，各反应体系基本遵循一级反应动力学模型，模型对实际数值的拟合性较好，R2值均在0.950 0左右.其中Fe/C微电解-Fenton法的K值较其他两种工艺的R值都要大，说明由于该工艺结合了Fe/C微电解以及Fenton的双重效应，实现了最快的COD的去除速率.

H2O2在Fe2+的催化作用下生成氧化能力极强的羟基自由基・OH，羟基自由基的氧化还原电位为2.8 V[ 19]，仅次于氟（2.87 V），因此羟基自由基的氧化能力大大超过一般的化学氧化剂，H2O2分解生成羟基自由基的速度快，氧化速率高，羟基自由基与不同有机物的反应速率常数相差很小，这表明其对有机物氧化的选择性很小，可氧化大部分难降解的有机污染物[ 20].而Fe2+转化成Fe3+的还原作用将渗滤液中的有机物还原成为还原态，大分子有机物降解成为小分子有机物，从而提高了渗滤液的可生化性[ 21].

3 结 论

Fe/C微电解-Fenton法结合了铁碳之间的原电池作用与Fenton的氧化作用实现垃圾渗滤液中的难降解有机污染物的去除.初始pH值，Fe-C投加量和Fe/C通过对Fe-C原电池反应的影响来强化COD去除率以及可生化性的提高，而H2O2投加量则主要影响了・OH的产生效率.Fe/C微电解-Fenton法处理老龄垃圾渗滤液的最优条件为：初始pH=3，Fe-C投加量=52 g/L，Fe/C=3，H2O2投加量=12 mL/L，经1 h的反应COD去除率可达到75%，垃圾渗滤液的BOD5 /COD 值由0.07提高到0.25左右，其可生化性得到了显著提高.

参考文献

[1] 董春松，樊耀波，李刚，等.我国垃圾渗滤液的特点和处理技术探讨[ J].中国给水排水， 2005， 21（12）： 27-31.

DONG Chun-song， FAN Yao-bo， LI Gang， et al. Characteristics of domestic refuse landfill leachate and discussion on treatment technology[ J]. China Water and Wastewater， 2005，21（12）：27-31.（In Chinese）

[ 2] 代晋国，宋乾武，吴琪，等.Fenton法处理垃圾渗滤液技术的研究及应用[ J].中国环保产业， 2011，7（5）：21-25.

DAI Jin-guo， SONG Qian-wu， WU Qi， et al. Research and application of Fenton process treating landfill leachate [ J]. China Academic Journal Electronic Publishing House， 2011，7（5）：21-25.（In Chinese）

[ 3] 温力.铁碳微电解处理垃圾渗滤液的研究[ J].农业与技术，2013，33（1）： 180-181.

WEN Li. Reseach on micro-electrolysis treating landfill leachate [ J]. Agriculture and Technology， 2013，33（1）：180-181.（In Chinese）

[ 4] KILIC MY， YONAR T， MERT B K. Landfill leachate treatment by fenton and fenton-like oxidation processes[ J]. Clean-Soil Air Water， 2014， 42（5）： 586-593.

[ 5] 齐旭东，赵庆良，王琨，等. 腐蚀电池-Fenton工艺用于垃圾渗滤液的预处理研究[ J].环境科学学报，2006，26（1）：61-69.

QI Xu-dong， ZHAO Qing-liang， WANG Kun， et al. Pretreatment of landfill leachate with corrosive cell-Fenton process[ J]. Acta Scientiae Circumstantiae， 2006，26（1）：61-69.（In Chinese）

[ 6] DENG Y， ENGLEHARDT J D. Treatment of landfill leachate by the Fenton process[ J]. Water Research， 2006， 40（20）： 3683-3694.

[ 7] 王锋，周恭明.铁碳微电解法预处理老龄垃圾填埋场渗滤液的研究[ J].环境污染治理技术与设备，2004，5（3）：63-65.

WANG Feng， ZHOU Gong-ming. Research on iron-carbon micro- electrolytic method for pretreating aged-landfill leachate[ J]. Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control， 2004，5（3）：63-65.（In Chinese）

[ 8] 汤贵兰，蓝伟光，张烨，等.焦炭和废铁屑微电解预处理垃圾渗滤液的研究[ J].环境污染治理技术与设备，2006，7（11）：121-123.

TANG Gui-lan， LAN Wei-guang， ZHANG Ye， et al. The research of micro-electrolysis process composed of discarded iron slag and coke pretreating landfill leachate[ J]. Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control， 2006，7（11）：121-123.（In Chinese）

[ 9] 于洪锋.铁碳微电解预处理垃圾渗滤液的研究[ J].轻工科技，2013（8）：100-101.

YU Hong-feng. The research of micro-electrolysis process pretreating landfill leachate[ J]. Light Industry Science and Technology， 2013（8）：100-101.（In Chinese）

[ 10]BOUMECHHOUR F， RABAH K， LAMINE C， et al. Treatment of landfill leachate using Fenton process and coagulation/flocculation[ J]. Water and Environment Journal， 2013， 27（1）： 114-119.

[ 11]郭鹏，黄理辉，高宝玉，等.铁碳微电解-H2O2法预处理晚期垃圾渗滤液[ J].水处理技术，2008，12：57-61.

GUO Peng， HUANG Li-hui， GAO Bao-yu， et al. The research of micro-electrolysis and H2O2 process pretreating aged landfill leachate [ J]. Technology of Water Treatment， 2008， 12：57-61. （In Chinese）

[ 12]SINGH S K， TANG W Z， TACHIEV G. Fenton treatment of landfill leachate under different COD loading factors[ J]. Waste Management， 2013，33（10）： 2116-2122.

[ 13]朱兆连，孙敏，杨峰，等.微电解-Fenton氧化法去除垃圾渗滤液中有机物[ J].南京工业大学学报：自然科学版，2011，33（6）：20-25.

ZHU Zhao-lian， SUN Min， YANG Feng， et al. Removal of organic pollutants in landfill leachate by microelectrolysis-Fenton process[ J]. Journal of Nanjing University of Technology：Nationl Science Edition， 2011，33（6）：20-25.（In Chinese）

[ 14]查甫更， 张明旭， 徐美娟. Fenton法处理垃圾渗滤液的参数优化及反应动力学模型[ J]. 环境工程学报， 2014， 8（7）： 2837- 2842.

ZHA Fu-geng， ZHANG Ming-xu， XU Mei-juan. Optimization and kinetic study of Fenton process for treatment of landfill leachate[ J]. Chinese Journal of Environmental Engineering， 2014，8（7）：2837- 2842. （In Chinese）

[ 15]李鸿江，赵由才，张文海.树脂在垃圾渗滤液生物处理出水中的吸附研究[ J].湖南大学学报：自然科学版，2008，35（12）：70-73.

LI Hong-jiang， ZHAO You-cai， ZHANG Wen-hai. Resin adsorption for post-treatment of landfill leachate after a biological technique[ J]. Journal of Hunan University： Natural Sciences， 2008，35（12）：70-73.（In Chinese）

[ 16]赖波，秦红科，周岳溪，等. 铁碳微电解预处理ABS凝聚干燥工段废水[ J]. 环境科学， 2011， 32（4）： 1055-1059.

LAI Bo， QIN Hong-ke， ZHOU Yue-xi， et al. Wastewater from the condensation and drying section of ABS was pretreated by microelectrolysis[ J]. Environmental Science， 2011， 32（4）：1055- 1059. （In Chinese）

[ 17]姜兴华，刘勇健.铁碳微电解法在废水处理中的研究进展及应用现状[ J].工业安全与环保，2009，35（1）：18，26-27.

JIANG Xing-hua， LIU Yong-jian. Research progress and application status of iron-carbon micro-electrolysis in wastewater treatment[ J]. Industrial Safety an Environmental Protection， 2009，35（1）：18，26-27. （In Chinese）

[ 18]MORAVIA W G， AMARAL M C S， LANGE L C. Evaluation of landfill leachate treatment by advanced oxidative process by Fenton's reagent combined with membrane separation system[ J]. Waste Management， 2013， 33（1）：89-101.

[ 19]钟理，陈建军.高级氧化处理有机污水技术进展[ J].工业水处理，2002， 22（1）：1-5.

ZHONG Li， CHEN Jian-jun. Technical progress in organic effluent water treatment by advancd oxidation processes[ J]. Industrial Water Treatment， 2002，22（1）：1-5.（In Chinese）

[ 20]包木太，王娜，陈庆国，等.Fenton法的氧化机理及在废水处理中的应用进展[ J].化工进展，2008，27（5）：660-665.

BAO Mu-tai， WANG Na， CHEN Qing-guo， et al. Oxidation mechanism and application progress of Fenton process in wastewater treatment[ J]. Chemical Industry and Engineering progress， 2008， 27（5）： 660-665.（In Chinese）

第8篇：垃圾渗滤液现状范文

关键词：臭氧；多相；催化氧化；垃圾渗滤液；浓缩液

DOI：10.16640/ki.37-1222/t.2016.14.020

垃圾卫生填埋是处理城市固体垃圾的基本方式，已被广泛应用，但也衍生出另一严重污染问题即垃圾渗滤液的产生，其含有大量的有机物、重金属，水质十分复杂且水量不稳定。目前普遍采用的是UASB工艺结合膜处理技术深度处理，取得一定处理效果，但膜处理后产生的浓缩液又成为处理难题。目前常采用回灌的方式进行处理，但这对生化处理系统冲击大且不能彻底去除浓缩液中难降解有机物。

臭氧催化氧化技术作为一种高级氧化技术，通过臭氧与催化剂接触反应生成的羟基自由基等强氧化基团与难降解有机物反应，实现完全矿化，对处理难生物降解有机物，高浓度、高毒性废水表现出的强氧化能力，而且具备选择性小，效率高和无二次污染等特点。

本研究采用臭氧多相催化氧化法处理垃圾渗滤液反渗透浓缩液，通过改变催化剂类型、催化剂加量、载体粒径大小等因素，评价其对浓缩液COD去除率的影响。

1 实验部分

（1）样品采集。试验所用的垃圾渗滤液浓缩液样品，取自山东某垃圾填埋场。样品先经过UASB工艺、间歇好氧生化处理，然后经反渗透（RO）深度处理。本次试验所用的浓缩是每月收取的RO阶段的膜浓缩液的混合样品，每次取样后保存于低温条件下，以备试验使用。

（2）催化剂准备。根据设计的金属负载量，配制相应浓度的硝酸盐溶液，将定量的空白载体浸入到配制的硝酸盐溶液中，浸渍一段时间，在110℃下干燥12小时，在一定的温度下焙烧，制成成品催化剂。

（3）试验装置及方法。采用Carberry无梯度反应器，反应器中催化剂置于带有筛孔的旋转筐中。试验时，首先将待测试的催化剂装入催化剂筐中，与搅拌器连接，然后将3L水样加入反应器，调节气体流量计，通气量为50L/hr，开启搅拌器，催化剂筐转速为100r/min，稳定后开启臭氧发生器并同时开始计时，每1小时取样测量。

（4）分析方法。COD采用重铬酸钾回流法进行测定；pH采用玻璃电极法进行测定；臭氧发生量及其尾气臭氧含量用碘量法测定。除特殊说明外，所有的分析方法都按照《水和废水监测分析方法》（第四版）进行。

2 结果与讨论

（1）浓缩液水质特点。水质分析结果， CODCr，156 mg/L；BOD，8.8 mg/L；pH，7.49；氨氮，3.3 mg/L；矿化度，7360。

（2）催化剂优选。分别负载不同金属氧化物的催化剂A、B、C，考察其氧化效果。

从图1可知，从反应初期到8h催化剂及空白载体的CODCr降解速度和去除率都高于无载体时；催化剂体系CODCr的降解速度和去除率都高于空白载体，说明负载的活性组分具有加速臭氧氧化分解的作用。催化剂B 对CODCr去除率相对较高，其催化活性也相对更好些。

（3）催化氧化反应条件的考察。在催化剂筛选实验的基础，选定了臭氧氧化催化剂B。对选定的催化剂做进一步的补充完善的考察。

1）活性组分担载量对催化反应的影响。图2给出担载量分别2%、4%、6%、8%，4个催化剂对CODCr降解的影响。反应8小时担载不同比例活性组分的催化剂对CODCr去除率相差不大，均为约70%，说明担载2%活性组分催化剂已满足需求；2）载体粒径的影响。选用了材料相同的粒径分别为2mm～3mm和3mm～5mm的载体，进一步考察粒径对氧化处理效果的影响。

由图2可知，小粒径催化剂比大粒径催化剂效果好，去除率基本上要高大约11%～13%，前者5小时的CODCr去除率达到72.0%，后者达到同样去除率需要7到8小时。

3 结论

（1）负载型金属氧化物催化剂对于臭氧氧化处理垃圾渗滤液反渗透浓缩液的氧化降解反应具有良好的催化性能。

（2）载体粒径对催化剂催化氧化性能有很大的影响，载体粒径2mm～3mm的催化剂的催化氧化性能明显好于载体粒径为3mm～5mm的催化剂。

参考文献：

[1]余瑞霞，王越，王世昌.反渗透浓水处理现状与研究进展[J].水处理技术，2005，31（06）：1-3.

[2]沈飞，刘阳，严滨等.混凝-吸附法处理反渗透浓水[J].工业水处理，2007，27（12）：59-62.

[3]Fernandez Torquemada Y， Sanchez Lizaso J L， GonzalezCorrea J M. Preliminary results of the monitoring of thebrine discharge produced by the SWRO desalination plant of Alicante（SE Spain）. Desalination， 2005， 182（1-3）： 395-402.

[4]余瑞霞，王越，王世昌.反渗透浓水处理现状与研究进展[J].水处理技术，2005，31（06）：1-3，11.

第9篇：垃圾渗滤液现状范文

关键词：陕西省；农村；生活垃圾；处置

中图分类号 X799.3 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2016）24-0077-03

Study on the Treatment of Rural Household Solid Wastes in Shaanxi Province

Bai Zhao1 et al.

（1Shaanxi provincial Environmental Monitoring Center Station，Xi'an 710054，China ）

Abstract：The rural household garbage in Shaanxi Province is mainly based on sanitary landfill，but landfill leachate disposal is lagging behind，which may cause great potential safety hazard to the surrounding soil and groundwater. Especially in the areas with abundant rainfall or the areas of drought ecological fragile areas，if disposed of improperly，it may cause irreversible ecological damage. In this paper，through the analysis of different pollutants in the domestic different incineration furnace，incineration flue gas treatment process，and the actual situation in rural areas，the best control technology suitable for rural garbage incineration was established.

Key words：Shaanxi Province；Rural；Household solid wastes；Disposal

1 前言

近年来，随着陕西省城市生活垃圾收集运输及处置体系的逐步完善，其城市生活垃圾已基本达到无害化处置。2015年陕西省城市生活垃圾清运量已达503.15万t，全省现有城市生活垃圾无害化处理厂17座，城市生活垃圾无害化处理率为98.07%[1]。与之相比，农村生活垃圾由于受到基础设施及地方监管等各方面因素的制约，收集处置相对滞后。

随着国家对农村环保工作的逐步重视，陕西省的农村环境面貌也得以改善。2012―2014年陕西省被财政部和环境保护部确定为全国农村环境连片整治示范省。全省43个县区率先开展农村环境连片整治工作，县级生活垃圾收运体系逐步建立，一批生活垃圾填埋场开工建设[2]。2015年陕西省县城生活垃圾清运量为263.3万t，生活垃圾填埋场已达80座，日填埋能力为10 023t[1]。

2 处置现状

对于农村生活垃圾，在不考虑土地成本及后期维护费用的前提下，其建设成本及运行成本相对较低，且垃圾填埋操作简单，处理对象要求低。所以目前陕西省农村生活垃圾处置仍以卫生填埋或简易安全填埋为主。随着县级生活垃圾处理场相继投入运行，环境问题也凸显出来。

农村生活垃圾的主要以无机物和有机物组成。其中，有机物占到垃圾总量的38.44%，有害垃圾占到垃圾总量的1.73%[3]。由于有机物含水率高，能产生大量的垃圾渗滤液，同时有害物质通过淋洗及化学反应，部分进入了垃圾渗滤液中，导致垃圾渗滤液成分复杂，COD和氨氮含量浓度高、重金属种类多，处理难度大，处理成本高[4]。

陕西南部地区属亚热带气候，年均降水量为839.56mm[5]。大量的降水将大大增加垃圾渗滤液的产生量。陕西北部地区属于干旱性生态脆弱区，地下水及土壤受到污染将严重影响该地区的生态系统。目前，由于受到资金及技术等条件的限制，县级垃圾填埋场的垃圾渗滤液处置还相对滞后，大量的垃圾渗滤液将对其周边的地下水、土壤带来极大的安全隐患。此外，生活垃圾长期在地下厌氧环境中易生成CH4可燃气体和NH3、H2S、等恶臭气体，能造成周边生态污染及火灾。

3 工艺比选

与垃圾填埋处置相比，垃圾焚烧处置具有占地少，减量化显著，处置周期短，热能二次利用等优点。目前，多数发达国家生活垃圾焚烧处理所占的比重较大。其中，日本垃圾焚烧率已达85%；丹麦的城市垃圾焚烧率已达75%[6]。我国的垃圾焚烧起步较晚。由于受到经济因素制约，我国的垃圾焚烧处置主要集中在东部发达省份。主要是由于（1）生活垃圾成分复杂，垃圾热值不稳地，需要添加辅助燃烧，造成运行成本的增加。（2）焚烧处理设备投资和运行费用高，废气处置工艺复杂。

对于农村生活垃圾进行焚烧处置，首先需要保证热值稳定。由于农村生活垃圾分散，垃圾产生量不大，且回收利用能产生社会效益。可通过人工初步分拣的方式，将垃圾分为可焚烧、可堆肥、可回用、有害物质4类。这样即可减少垃圾量，又可减少垃圾中的水分及有害物质，为后续尾气处理降低成本。其次，选用合适的焚烧炉及尾气治理系统，可以减少焚烧的运行成本及尾气中有害物质的含量。

4 污染控制

4.1 焚烧炉选型 目前，国内技术比较成熟的生活垃圾焚烧炉炉型主要有机械炉排炉、流化床焚烧炉、回转窑焚烧炉、热解焚烧炉4类。由于受到资金及人员等方面的限制，农村生活垃圾焚烧的炉型选择应区别于传统城市生活垃圾焚烧工艺。农村生活垃圾焚烧系统应具有投资及运行成本低，操作简单，维护方便等特点。

机械炉排炉是最常用、适用性最好的城市生活垃圾焚烧炉型，它通过垃圾在连续滚动的炉排上进行层状燃烧。但其造价及运行费用高，操作及维护要求较高，主要用于大型城市生活垃圾焚烧工艺。流化床焚烧炉是将石英砂加热后与破碎成颗粒状的垃圾混合后快速燃烧。它具有燃烧温度较低，燃烧效率高等特点，但其对垃圾的热值及破碎分选均有严格的要求，运行及维护的技术要求较高，且需要加煤助燃才能保证其正常运行。常用于日处理垃圾500t以下的中型垃圾焚烧工艺。回转窑焚烧炉是垃圾通过炉体旋转在重力的作用下不断进行搅拌燃烧。该炉型对垃圾适应性强，可进行高温燃烧。但续传动装置复杂，燃料消耗大，运行费用及维修费用较高，主要用于中型垃圾焚烧工艺及危险废物的焚烧处置[7]。

与前3种炉型相比，热解焚烧炉具有运行成本低、操作简单等特点。传统的焚烧工艺使用过剩空气，不仅带来大量的粉尘，而且增加除尘负荷，同时使动力消耗增加。由于焚烧废气中可燃成分极少，二燃室要添加大量的辅助燃料来维持850℃以上的高温状态，同时产生大量的NOx。热解焚烧炉采用缺氧-好氧的处置工艺。垃圾进入热解气化炉，在缺氧的环境中受热裂解，垃圾中可挥发性物质于高温缺氧状态下从固体物中分解挥发出来大量有机气体。这些热解气再进入二燃室，与氧气充分混合后燃烧。在此过程中，由于空气的使用量减少，灰尘产生量降低，使得鼓风机及除尘器的耗电量大大减少。同时，由于热解气中含有大量的CO、CH4等可燃气体，使二燃室只需添加少量的辅助燃料即可维持在850℃以上的高温状态，且废气中NOx含量减少，从而大大降低了运行成本。

根据《生活垃圾焚烧控制标准》[8]及《生活垃圾焚烧处置工程技术规范》[9]（CJJ90-2009）对焚烧炉的技术要求，热解焚烧炉可通过控制引风量及鼓风量，使整个系统处于一个微负压状态。根据燃烧工况参数调节燃烧供风量，实现热解气化炉和二燃室空气量的自动控制。确保二次燃烧室内温度达到950℃以上，烟气在此温度停留时间2s以上，消除烟气中二f英、焦油等有害物质的生成。此外，热解气化炉中残留下来的可燃性固定碳可在炉床长时间停留，逐步转化成CO或CO2，使残渣具有较低的热灼减率。

4.2 尾气处置工艺 根据《生活垃圾焚烧控制标准》[8]要求，应采取有效手段控制烟气中的颗粒物、重金属、酸性氧化物、氮氧化物及二f英的排放量。

（1）酸性气体去除―半干法除酸。垃圾焚烧过程中产生的酸性气体主要是HCl、HF、NOX及SO2。除酸原理是利用碱性物质作为吸收剂去除烟气中的酸性气态物质。酸性气体净化工艺可分为湿法、干法及半干法3种。湿法除酸法处置效率高，但会产生液态生成物，需要进一步处理。液态生成物的处理工艺复杂，投资及运行费用较高。干法脱酸反应产物为固态，可直接进行最终处理，但其去除效率较低。所以，目前常选用半干法脱酸工艺。该工艺介于湿法及干法脱酸之间，其酸性污染物去除率较高且产生固态产物，可直接去除。但其自动化控制要求较高，需要设备进行二次调试。

（2）颗粒物去除―袋式除尘器。目前，焚烧烟气常使用袋式除尘器或电除尘器进行颗粒物的除去。根据《生活垃圾焚烧处置工程技术规范》[9]要求，生活垃圾焚烧烟气必须设置布袋除尘器。主要是由于（一），生活垃圾中含有Cl元素，在高温焚烧条件下能生成次氯酸或氯酸，它能腐蚀电除尘器的金属元件，而袋式除尘器中的布袋通常使用尼龙原料，具有较好的抗腐蚀性。（二），与电除尘器相比，布袋除尘器寿命较长、设备占地小、投资及运行成本低、操作简单，可有效保证除尘效率。（三），布袋除尘器不受粉尘比电阻影响，不受负荷影响等特点[10]。此外，发达国家在生活垃圾除尘方面也基本采用袋式除尘器。

（3）重金属去除―活性炭吸附+袋式除尘器。焚烧烟气中的重金属以气态或吸附态的形式存在，吸附态及部分气态重金属在烟气降温过程中凝结，可随颗粒物一起被除尘器去除。仍以气态形式存在重金属，需加入活性炭喷射或使用带有活性炭布袋的袋式除尘器

（4）氮氧化物去除―SNCR脱硝。现有烟气中NOx脱除工艺主要有选择性催化还原法（SCR）及选择性非催化还原法（SNCR）。虽然从处置效率来看，SCR优于SNCR。但SCR成本高，需消耗能多能耗，催化剂最终失活以后为危险废物，可能带来二次污染。应选用SNCR处置工艺。目前，SNCR在国内外焚烧烟气NOx脱除系统中应用最为广泛，欧盟和美国环保局均推荐垃圾焚烧烟气脱硝工艺采用该技术[11]。

（5）二f英控制―极冷塔+活性炭+袋式除尘器。二f英类化合物是一种强致癌性持久性有机污染物，它是焚烧烟气重要控制指标。二f英主要以气态及吸附态的形式存在于烟气中。对于小型焚烧炉应减少二f英类在气相中的比例，同时提高飞灰的去除效率是控制二f英排放的重要指标[12]。由于二f英的生成温度在200～600℃，烟气在降温过程中应尽量减少在该温度区域的停留时间，所以在二燃室出口处需加设极冷塔，以减少二f英二次合成。此外，由于二f英为微量有机化合物，即使在焚烧炉中完全分解，在后期降温过程中仍然有少量的二f英产生。需要在袋式除尘器前加入活性炭喷射工艺对其加以去除。

5 结论

综上所述，农村生活垃圾填埋由于受到资金及技术等条件的限制，县级以下垃圾填埋场的垃圾渗滤液处置相对滞后，周边土壤及地下水存在很大的安全隐患。特别是雨量丰富的地区及干旱生态脆弱区，不适合进行垃圾填埋处理。应选用生活垃圾焚烧处理工艺。农村生活垃圾焚烧系统应具有投资及运行成本低，操作简单，维护方便等特点，同时应保证烟气排放达标，建议选用以下处置工艺：热解气化炉+二燃室+急冷塔+半干法脱酸（消石灰喷射）+SNCR脱硝+活性炭喷射+布袋除尘器+活性炭吸附。

参考文献

[1]陕西省住房和城乡建设厅《2015年陕西省城乡建设统计公报》[Z].2016.

[2]陕西省人民政府办公厅关于印发2012―2014年农村环境连片整治示范工作方案的通知陕政办发〔2012〕78号[Z].2012.

[3]岳波，张志彬，等.我国农村生活垃圾产生特征研究[J].环境科学与技术，2014，6：129-134.

[4]唐凤喜，曹国凭，等.我国垃圾渗滤液处置现状及处理技术进展[J].河北联合大学学报，2012，1：116-120.

[5]刘闻，曹明明.陕西年降水量变化特征及周期分析[J].干旱区地理，2013，9：865-874.

[6]孙健.焚烧法处理生活垃圾发展前景探析[J].煤炭工程，2005，7：57-59.

[7]黄荣捷.中小城镇垃圾热解气化处理技术及应用前景探讨[J].工业锅炉，2013，29：33-37.

[8]生活垃圾焚烧控制标准[J].GB18485-2014，北京：中国环境科学出版社，2014.

[9]生活垃圾焚烧处置工程技术规范[J].CJJ90-2009，北京：中国环境科学出版社，2009.

[10]王文刚，付晓慧.生活垃圾焚烧烟气污染物控制工艺选择[J].中国人口.资源和环境. 2014，24，3：87-91.

[11]刘辉、向怡.某垃圾焚烧厂烟气净化工艺选择分析研究[J].环境科学与管理，2016，4：101-104