处理垃圾渗滤液过程中脱氮问题解决办法

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垃圾渗滤液脱氮新方法综述

Ｔｒｍｏａ．Ｒｃｎｅｒ，ｐｏｌｆｕｄａｒｂｅｉｉｃｔｎａａｒｂｍｍｏｉｍｘａｉｎＡＮＡＮｅｖ１ｅｅｔａｓｅｐｅｏｎｅｉｄｎｔｆａｉｔｎｅｉａｙｏｃｒｉｏｏｃｎｕｏｉｔ《ｄｏＭＭ０Ｘ）ｎｉｉｃ— ａｄｎｔｆａｒｉ
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些方法及其在实践的应用进行了论述。
关键词渗滤液
脱氮
好氧反硝化
厌氧氨氧化
短程硝化反硝化
ＡｂｔｃＩＳａｄｆｉｕｔｔｓｏｒｍｏｅｎｔｏｅｎｔｅ１ｎｆ１１ｃａｅｅｆｃｉｅｙＴｈｉｅｅｔｆｔａｉｉｎ１ｓｒｔｔｉｉｃｌａｋｔｅｖｉｇｎｉｈａｄｉｅｈｔｆｅｔｌ．ａｆｒｌａｖｅｍａｎｄｆｃｓｏｒｄｔａｏｗａｓｙｗｈｃｒｉｆａｉｎａｄｄｎｔｉｉａｉｎｔａｅｔｅ１ｃｆａｂｎｓｕｃｕｎｈｅｉｉｉａｉｎａｄ１ＷｆｉｉｎｆｔｉｈａｅｎｔｉｔｎｅｉｆｔｒｈａｋｏｒｏｏｒｅｄｒｇｔｅｄｎｔｆｔｎＯｅｆｅｙｏｉｒｃｏｒｃｏｃｉｒｃｏｃ

垃圾填埋场渗滤液脱氮处理技术

经济合理的方法。只能达到国家渗滤液三级排放标准。因此，圾渗滤液的处理是技术可行、垃．．中国未来亟待解决的难题。本文针对垃圾渗滤液的脱氮处理做１１３膜法
一
个概述，重点介绍膜法水处理技术及新型生物脱氮工艺短程硝
垃圾填埋场渗滤液脱氮处理技术
耿国明赵宗升魏小明
摘要：针对垃圾渗滤液的处理日益成为人们重视的问题，讨了垃圾渗滤液脱氮方法，点介绍了膜分离技术以及短探重ｘ在垃圾渗滤液处理中的应用，）以达到经济性与处理效果的平衡。
磷酸铵镁沉淀法是向渗滤液中投加镁盐和磷酸盐，Ｎｇ老虎冲垃圾填埋场等已建成碟管式反渗透系统并投入运行。使Ｈ
ＲＯ膜处理技术水回收率较低，一般为７％～８％。相比之００去除氨氮的目的。一般采用Ｍｇ＋Ｎａ２ＯＯｌｉＰ４或Ｍｇ１下，Ｃ２＋ＮＦ的出水水质虽然不抵Ｒ但其能耗明显下降，Ｏ，一部分的盐Ｎａ２Ｏ两种方案投加药剂。前者所需反应时间长，ＨＰ４去除效果没进入到出水中减少了浓缩液处理的难度，回收率较高。但受到水
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以及良好的脱氮除磷效果。ＭＢＲ一般由前置式反硝化、硝化反时仍然能够保证亚硝酸盐的积累，当温度在３０℃ 以上、Ａ＞Ｆ应器和超滤单兀组成，该处理系统中污泥浓度可高达１／２５ｍｇＩ时，在５ｇＬ～．／亚硝酸的积累现象更加日。有学者研究了自由月３／有机物得到有效降解，５ｇ１，氨氮和有机氮达到高效脱除。采氨（Ａ）亚硝酸氧化菌的抑制作用，出通过控制水中Ｆ浓度Ｆ对指Ａ用单体ＭＢＲ膜通量下降较快，因此多增加前处理工艺。Ｌｉｎｎ可以达到ＮＯａｉｅｔ￣积累。赵宗升等的研究表明由于亚硝酸氧化菌对等Ｉｊ采用ＳＲ＋ＭＢ二ＢＲ］艺处理垃圾渗滤液，系统对Ｓ，Ｏ５Ｐ，抑制的适应，Ａ抑制氨氧化过程存在多稳态现象【，问学者ＳＢＤ，Ｆ ”Ｊ不

活性污泥法处理垃圾渗滤液新型脱氮技术浅析

活性污泥法处理垃圾渗滤液新型脱氮技术浅析活性污泥法是一种常见的污水处理技术，通过将氧气输送到反应器中，使微生物在含氧环境中代谢有机物质并去除氨氮。

近年来，随着垃圾渗滤液的排放量不断增加，对其处理技术的要求也越来越高。

传统的活性污泥法在处理垃圾渗滤液时，会出现一些问题，比如对氮的去除效率不高，氨氮的去除效果有限。

针对这些问题，国内外的研究者们纷纷提出了新型的脱氮技术，以期提高垃圾渗滤液处理的效率和质量。

本文将对活性污泥法处理垃圾渗滤液新型脱氮技术进行浅析，以期能够为相关领域的研究和实践提供一些参考。

一、活性污泥法处理垃圾渗滤液存在的问题活性污泥法是目前处理垃圾渗滤液的常见方法之一，其优点是操作简单、成本低廉，但同时也存在一些问题。

传统的活性污泥法处理垃圾渗滤液往往会出现氮的去除效果不佳的情况。

这是因为垃圾渗滤液中含有较高浓度的氨氮，而传统活性污泥法处理氨氮时存在一定限制，容易出现氮的去除效率低的问题。

传统活性污泥法处理垃圾渗滤液还可能引起一些副产物的生成，如硫化物、硫化氢等，对环境造成二次污染。

二、新型脱氮技术的介绍为了解决传统活性污泥法处理垃圾渗滤液的问题，研究者们提出了一些新型的脱氮技术。

这些新技术主要包括改良活性污泥法、生物脱硝法、硝化反硝化过程等。

改良活性污泥法主要是通过改变传统活性污泥工艺中的一些环境因素，如氧化还原电位、温度、pH值等，来增强活性污泥对氨氮的去除能力。

生物脱硝法则是通过引入具有脱硝功能的微生物来去除活性污泥中的氨氮。

硝化反硝化过程则是利用反硝化微生物将硝酸盐还原为氮气，从而达到脱氮的目的。

相比传统的活性污泥法，新型的脱氮技术在处理垃圾渗滤液时具有一些明显的优势。

新技术能够显著提高垃圾渗滤液中氮的去除效率，降低废水中氮的浓度，减少对水体的污染。

新技术在脱氮过程中减少了副产物的生成，避免了二次污染的发生。

新技术还能够降低处理成本，提高处理效率，为垃圾渗滤液的处理提供了新的途径。

垃圾填埋场渗滤液地下原位脱氮技术综述

１高氨氮渗滤液对地下水的影响
我国地下水资源保护和地下水污染治理形势不容乐观，国土资源部２０年公布的报告指出：０２中国约有一半城市市区的地下水污染严重地下水水质呈下降趋势，全国约有７００万人仍在饮用不０符合饮用标准的地下水【。三氮污染物对人类的危ｏ】害仅次于农药的污染，地下含水层对三氮污染物的自净能力很弱，因此地下水氮素污染的治理工作成
器填埋的实际应用设计研究。
关键词：垃圾渗滤液；氨氮脱除；原位处理
中图分类号：Ｘ０７５文献标识码：Ａ文章编号：１７ — １５（０７）６１１－５６２２７已经有多年历史，在国内外被广泛应用。我国城市垃圾采用填埋方法处理的约占全部处理量的７％…。０现代垃圾填埋场的主要目标是减少
垃圾填埋场渗滤液地下原位脱氮技术综述
丁爱中，张慧，李宗良
Ｉ北京师范大学水科学研究院，育部水沙科学重点实验室，北京１０７；２．，教０８５．中国交通建设集团水运规划设计院有限公司，北京１００００７
。
征，其中因氨氮浓度高、持续时间长、污染地下水而备受关注。其结果表明渗滤液的毒性主要依赖于氨氮浓度，氨氮浓度降解到可以忍受的程度时渗滤液的毒性就非常低；若老龄填埋场（Ｏ５）３～０防护ａ层失效，其风险可只以氨氮浓度计算…】。渗滤液渗漏是通过穿透防渗底层垂直或水平迁移进入到地下水体中ｕ。其影响范围主要取决于填埋场周边的水文地质特征，在纵向（０ｍ）横６和向（２０ｍ）可形成污染羽【。丹麦的一个填埋１０都】引

生活垃圾填埋场渗滤液中氨氮的脱除.

生活垃圾填埋场渗滤液中氨氮的脱除孙英杰徐迪民张隽超提要从垃圾填埋场渗滤液中氨氮的特性及其对渗滤液生化处理的影响出发，对渗滤液氨氮的脱除技术--氨吹脱、电化学氧化、生物脱氮进行了综述；并结合渗滤液回灌对生物脱氮新技术在渗滤液脱氮中的应用进行了探讨。

关键词垃圾填埋场渗滤液氨氮吹脱电化学氧化短程硝化厌氧氨氧化渗滤液NH3-N的处理技术有曝气吹脱、电化学氧化、生物脱氮技术等，本文将从渗滤液填埋场内单独处理的角度对以上技术进行探讨。

1 渗滤液中NH3-N的特性及其对处理的影响渗滤液中NH3-N的主要来源是填埋垃圾中蛋白质等含氮类物质的生物降解。

渗滤液NH3-N具有浓度高(可达几千mg/L)、浓度变化范围大(在整个填埋期内可以从低于100 mg/L到几千mg/L)等特点。

过高的NH3-N浓度不仅增加了渗滤液生化处理系统的负荷，并且随着填埋时间的延长渗滤液中COD浓度呈下降趋势，C/N呈下降趋势，一定填埋时间后会出现C /N＜3的情况，造成营养比例的严重失调，影响生化处理系统稳定有效的运行。

高浓度游离氨也降低了微生物活性。

赵庆良［1］等对NH3-N对微生物活性指标--脱氢酶活性的研究表明，NH3-N的浓度从50 mg/L 升高到800 mg/L，脱氢酶的活性从11.04 μgTF/m gMLSS降至4.22 μgTF/mgMLSS,相应的COD的平均去除率从95.1%降至79.1%。

2 渗滤液NH3-N处理技术2.1 调整C/N比为目的的预处理技术鉴于晚期渗滤液营养比例失调的问题，对进生化处理系统的渗滤液进行氨吹脱调整C/N 比是预处理脱氨的主要目的。

预处理脱氨对于中、晚期渗滤液尤为重要，预处理脱氨技术分为曝气吹脱与吹脱塔吹脱两类。

2.1.1 曝气吹脱技术曝气吹脱是直接或调整pH后在调节池或专门吹脱池中曝气，达到脱氨和改善营养比例的作用。

沈耀良［2］，胡勤海［3］，王小虎［4］，王宗平［5］等对曝气吹脱用于渗滤液脱氨预处理进行了研究。

活性污泥法处理垃圾渗滤液新型脱氮技术浅析

活性污泥法处理垃圾渗滤液新型脱氮技术浅析1. 引言1.1 研究背景研究背景：垃圾渗滤液是由固体垃圾中的水分和溶解性有机物质经过微生物降解产生的污水，含有大量氮源物质，如氨氮和有机氮等。

传统垃圾渗滤液处理工艺中，氮源物质往往成为难以处理的关键因素，容易导致水体富营养化和污染物迁移现象。

研究开发一种高效脱氮技术，成为当前垃圾渗滤液处理领域的重要研究内容。

本文将针对活性污泥法处理垃圾渗滤液中氮源物质的特点和传统脱氮技术存在的问题进行深入分析，并就新型脱氮技术的原理、优势以及工程应用前景进行探讨，旨在为解决垃圾渗滤液处理过程中氮源物质处理难题提供新的思路和方法。

1.2 研究意义活性污泥法处理垃圾渗滤液是当前环境保护领域亟待解决的重要问题之一。

垃圾渗滤液中含有大量氮源物质，如果不经过有效处理直排入环境，将会导致水体富营养化、鱼类大量死亡等严重问题。

研究新型脱氮技术对于解决垃圾渗滤液处理中氮源物质去除的效率和经济性具有重要意义。

传统脱氮技术存在着处理效率低、能耗高、易产生二次污染等问题，迫切需要开发出更加高效、环保的新型脱氮技术。

通过深入研究新型技术原理和优势，可以推动工程应用的发展，为解决垃圾渗滤液处理难题提供技术支持。

对新型脱氮技术的研究不仅具有重要的理论意义，还能为环境保护和资源利用提供可靠保障，推动城市垃圾渗滤液处理领域的技术进步和工程应用。

【2000字】2. 正文2.1 活性污泥法处理垃圾渗滤液概述活性污泥法是一种利用活性污泥微生物对有机废水进行处理的生物反应器技术。

而活性污泥法处理垃圾渗滤液是指利用活性污泥技术处理垃圾渗滤液中的废水，通过微生物的代谢和降解作用，将垃圾渗滤液中的有机物质和氮磷等物质转化为稳定的污泥，达到净化水质的目的。

活性污泥法处理垃圾渗滤液主要包括预处理、生化反应池、沉淀池、曝气池等单元。

在预处理过程中，对垃圾渗滤液中的杂质和固体颗粒进行过滤、沉淀等处理，以保证后续生化反应的效果。

脱除垃圾渗滤液中的高氨氮的方法

脱除垃圾渗滤液中的高氨氮的方法
目前主要有三种方法，吹脱法、生化法鸟粪石沉淀法。

吹脱法
吹脱法，是一种物理处理方法。

它通过投加碱，再鼓入空气，将水中的氨氮转移到空气中来。

这种方法要加碱，加热，且有将污染物氨氮从水中向空气中转移的风险，目前已基本没有应用。

生化法
生化法，生化法又分三种：完全硝化反硝化、短程硝化反硝化和厌氧氨氧化法。

这三种生物脱氮法，厌氧氨氧化是节能，低碳的处理工艺，也是目前理论研究多，而工程应用少的工艺，俗称脱氮红菌。

鸟粪石沉淀法
鸟粪石沉淀法法采用镁粉或镁盐，再投加磷酸或磷酸根，与垃圾渗滤液中的氨氮，形成微溶的磷酸铵镁——鸟粪石，从而脱除垃圾渗滤液中比较麻烦的氨氮。

鸟粪石沉淀法必须使用镁或镁盐，镁与水，或磷酸极有可能生成氢气，氢气遇火发生爆炸燃烧。

如何去除垃圾渗滤液中的有机物和氨氮

如何去除垃圾渗滤液中的有机物和氨氮垃圾填埋场渗滤液是一种成分复杂、污染程度很高的有机废水,其中高氨氮、高有机物和营养元素比例失调等独特的水质特点使渗滤液难于处理[1]. 由于生物脱氮可实现真正意义的氮去除,而非“污染转嫁”,因此生物法是目前处理垃圾渗滤液应用最广泛的方法[2, 3, 4]. 研究表明,厌氧-好氧组合工艺可以同时去除渗滤液中有机物与氨氮,并且在厌氧反应器内可实现同步反硝化和产甲烷,以强化有机物和氮的去除. 因此,该工艺成为目前渗滤液生物处理的主导工艺[5, 6, 7].由于渗滤液内的高氨氮所形成的游离氨(FA)对硝化菌活性产生产生抑制作用,使硝化作用无法进行[8, 9]. 同时,硝化反硝化作用受温度的影响较大,当温度低于15℃时,硝化、反硝化速率明显降低,当温度10℃以下时,反硝化作用将停止[10, 11]. 鉴于上述原因,本实验针对实际垃圾填埋场渗滤液,采用单级UASB-SBR生化系统进行处理,基于623 d的连续实验,考察系统在常、低温条件下的去有机物和除氮特性,力求实现高氨氮和有机物的同步、深度去除，同时考察SBR系统内氮的转化规律.1 材料及方法1.1 实验用水来源与水质特性本研究所采用的垃圾渗滤液取自北京六里屯垃圾填埋场,其水质特征见表 1.表 1 渗滤液水质特征/mg ·L-1.2 接种污泥UASB接种厌氧颗粒污泥取自哈尔滨啤酒废水处理厂， SBR接种污泥取自本实验室处理生活污水氧化沟内具有良好脱氮活性的污泥，浓度为2 500 mg ·L-11.3 实验装置及运行方式采用 UASB-SBR生化系统处理垃圾填埋场渗滤液,实验装置如图 1所示.图 1 单级UASB-SBR生化系统示意原水箱由不锈钢制成,容积为50 L,水箱中间为容积10 L的水浴加热区. UASB反应器的材质为有机玻璃,有效容积为1.5 L. SBR反应器由有机玻璃构成,有效容积为12 L,采用鼓风曝气,SBR在室温下运行. 渗滤液从原水水箱通过蠕动泵与回流的 SBR硝化出水一起进入UASB反应器,进行缺氧、厌氧反应. 经UASB处理的渗滤液进入SBR,完成生物脱氮的硝化-反硝化反应及残余有机物的去除. SBR运行模式：静态进水→曝气反应→静沉→硝化上清液回流→缺氧搅拌(投加碳源)→静沉、排水.1.4 水样测定方法NH+4-N、 NO-3-N、 NO-2-N、 COD和碱度等水质指标均采用国家规定的标准方法[12]. TN通过TN分析仪(Multi N/C3000,德国耶拿)测定. 采用WTW测定仪及相应探针监测液相内DO、 ORP、 pH值.1.5 实验运行条件本实验共运行623 d,分4个阶段, Ⅰ为实验启动阶段, Ⅱ~Ⅳ为稳定运行阶段. 实验运行条件如表 2所示. SBR运行参数:进水 2 min,曝气和缺氧搅拌反应时间采用DO、 ORP、 pH 仪实时控制,静沉、硝化上清液回流 30 min,静沉、排水30 min. 溶解氧(DO)浓度为1.0～2.5 mg ·L-1, SBR反硝化阶段不进行曝气,只进行缺氧搅拌,因此DO浓度始终小于0.06 mg ·L-1. 污泥浓度(MLSS) 2 500 mg ·L-1,污泥龄(SRT)30 d, 温度10.4～32.1℃. UASB 运行参数为:HRT 1 d, MLSS 20 g ·L-1, SRT 40 d.表 2 实验运行条件2 结果与讨论2.1 垃圾渗滤液内有机物去除的长期稳定性图 2为单级UASB-SBR生化系统对渗滤液内有机物去除的长期稳定性. 阶段Ⅰ,采用逐步提高UASB进水有机负荷的方式运行,通过将垃圾渗滤液用自来水分别按5 ∶1(0～26 d)、4 ∶1(27～58 d)、 3 ∶1(59～74 d)、 1.5 ∶ 1(75～96 d)和不稀释(97～115 d)来运行,相应的进水有机负荷(以COD计，下同)分别为4.45、 5.81、 8.67、 9.24和11.95kg ·(m3 ·d)-1. 经过115 d的运行,系统对有机物的去除率在90%以上,最终出水COD小于390 mg ·L-1,系统启动成功. 此后运行过程中,由于原渗滤液的特性不同,导致进水COD 出现了较大的波动. 实验期间,进水COD介于1 000～13 800 mg ·L-1之间,出水COD浓度为150.1～1 234 mg ·L-1,平均去除率在90%以上. UASB反应器的进水负荷在1.0～13.8 kg ·(m3 ·d)-1范围内波动,平均值为5.92 kg ·(m3 ·d)-1. 4个阶段的最终出水COD 平均值分别为201、 315、 364和387 mg ·L-1,实现了有机物深度去除. 需要指出的是,原渗滤液中有机物的去除主要在UASB反应器内(反硝化作用和厌氧生物降解)完成的, SBR 实现了UASB出水中有机物的深度去除. 由于UASB 反应器的效能和进水有机负荷关系较大,当原渗滤液有机物浓度较高时,UASB反应器的效能越高,反之当进水COD较低时,UASB反应器的效能越低.图 2 UASB-SBR生化系统对渗滤液内有机物去除的长期稳定性2.2 垃圾渗滤液内氨氮去除的长期稳定性图 3为氨氮在单级UASB-SBR生化系统内的去除情况. 在阶段Ⅰ,系统处于启动过程,随着原水稀释比例的逐渐减小,进水NH+4-N浓度逐渐增加. 启动过程,在4种条件下,UASB的进水有机负荷(以N计)分别为0.33、 0.44、 0.63和0.91 kg ·(m3 ·d)-1. 从第97 d 开始,原渗滤液直接进入反应器,运行至115 d,系统获得了稳定的氮去除效果,至此完成了实验启动. 在以后的运行过程中,阶段Ⅱ和Ⅳ阶段的原渗滤液NH+4-N浓度较高,平均值分别为1 927 mg ·L-1和1 789.5 mg ·L-1,属于较为典型的晚期垃圾渗滤液. 阶段Ⅲ,原渗滤液NH+4-N浓度较低,平均值为906 mg ·L-1,属于早期渗滤液.图 3 单级UASB-SBR生化系统对渗滤液内氨氮去除的长期稳定性从图 3(a)还可看出,相对于原渗滤液,UASB出水NH+4-N浓度有了较大程度的降低,这是由于SBR硝化液回流稀释作用,而非生物降解作用. 整个实验期间,SBR出水NH+4-N平均浓度稳定在10 mg ·L-1以下,这也是系统的最终出水,因此,单级UASB-SBR系统获得了稳定的氮去除.图 3(b)为SBR系统内NH+4-N去除率和温度的变化关系图. 整个实验期间,由于SBR反应器在室温条件下运行,季节的更替导致了SBR内水温的不断变化. 对于硝化反应,文献报道适宜温度范围为20～30℃,一般温度低于15℃时,硝化速率明显降低,硝化反应受到明显抑制. 本实验过程中,温度波动较大,最高为32.1℃,最低为10.2℃左右,系统在较长期的低温条件下运行,其中15℃的运行天数共计为171 d,但SBR系统仍然维持了几乎为100%的NH+4-N去除率,并且硝化速率并未受到明显影响.2.3 系统内有机物和氮的物料衡算表 3为整个实验期间,生化系统内UASB和SBR单元内有机物和氮的物料衡算关系. 由此可知,不同的运行阶段,由于进水COD和NH+4-N浓度差异较大,因此去除机制也不尽相同. 在阶段Ⅰ和Ⅲ,进水COD浓度较高,而NH+4-N浓度较低时,渗滤液内的有机物主要通过UASB 内的厌氧产甲烷作用去除, UASB内的反硝化和SBR的硝化作用去除贡献为20%左右. 在阶段Ⅱ和Ⅳ,进水COD浓度较低,而NH+4-N浓度较高时,渗滤液内的有机物主要通过UASB内的反硝化作用去除, UASB内的厌氧产甲烷作用和SBR的硝化作用去除贡献约为20%左右.表 3 生化系统UASB和SBR单元的有机物和氮的物料衡算关系1)此外,对于渗滤液内的NH+4-N,主要通过SBR的好氧硝化作用去除,贡献率为95%以上. UASB反应器内去除少量NH+4-N,应为微生物的同化作用利用. 对于渗滤液内的TN去除,主要在UASB和SBR反应器内完成,两者贡献大小主要取决于SBR硝化液的回流比. 当回流比较大时, UASB作为TN去除的主要角色. 当回流比较小时,TN去除主要在SBR内完成. 需要指出的是, SBR好氧过程,TN损失是由于系统内存在同步硝化-反硝化作用,而缺氧过程TN去除是因为氧化态氮被还原成氮气,从系统中逸出.2.4 低温条件下SBR系统深度脱氮图 4为低温条件下SBR内氮的转化规律. 在温度分别为 14.9、 11.05、 17.1和13.4℃条件下,获得了充分的全程生物脱氮[图 4(a)、 4(b)]和短程生物脱氮[图 4(c)、 4(d)]. 对于全程生物脱氮,2种温度下出水NH+4-N分别为0.12 mg ·L-1和 0.6 mg ·L-1,出水TN 分别为4.13 mg ·L-1和16.5 mg ·L-1,实现了深度脱氮. 即使在11.05℃时,NH+4-N和TN 的去除率仍高达99.8%和86.7%. 需要指出,反硝化过程中出现NO-2-N积累，积累浓度分别为21.5 mg ·L-1和34.9 mg ·L-1,这种现象已被观察到[13, 14],认为NO-2-N的还原速率低于NO-3-N还原速率是主要原因.图 4 低温条件下,SBR典型周期内TN、 NH+4-N、 NO-3-N、 NO-2-N的变化规律对于短程生物脱氮,2种温度条件下,SBR实现了充分短程硝化. 在硝化过程中NH+4-N降低,相应地NO-2-N上升. 硝化过程TN损失了约17.6%～5.2%,可认为是同步硝化反硝化作用. 硝化结束时,SBR内亚硝积累率分别为96.7%和96.8%,维持了稳定的短程硝化. 反硝化过程中,随着NO-2-N的迅速还原,TN和NO-2-N不断降低. 2种温度下,SBR出水TN分别为15.9 mg ·L-1和26.4 mg ·L-1,实现了氮的深度去除.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。

活性污泥法处理垃圾渗滤液新型脱氮技术浅析

活性污泥法处理垃圾渗滤液新型脱氮技术浅析随着城市化进程的加快和人口增长，垃圾日益成为一种严重的环保问题。

垃圾处理过程中会产生大量的垃圾渗滤液，其中含有大量的氨氮等污染物质，极大地影响了环境质量。

因此，研究和开发高效、低成本的垃圾渗滤液处理技术对于解决城市垃圾问题具有重要意义。

目前，在垃圾渗滤液处理领域，活性污泥法广泛应用于脱氮处理。

活性污泥法是利用微生物生长代谢的特性，将有机质降解并转化为无机质，实现垃圾渗滤液中氮的去除。

然而，常规的活性污泥法存在一些缺点，如操作复杂、运行成本高、抗冲击负荷能力差等，这限制了其在实际应用中的推广和应用。

近年来，为了提高垃圾渗滤液处理效率和实现低成本运行，研究人员提出了新型的脱氮技术，如“硝化-脱硝同步反应”和“内循环流化床生物反应器”等。

其中，“硝化-脱硝同步反应”可实现一步完成氨氮的硝化和脱硝，大大简化了反应过程，降低了运行成本。

而内循环流化床生物反应器则利用了流化床的优点，增强了反应效率，提高了抗冲击能力。

同时，该技术还能够节约能源，降低运行成本。

此外，近年来，表面扩散氧化（SDO）和智能诱导技术（ISAT）也被应用于垃圾渗滤液的脱氮过程中。

表面扩散氧化技术是利用分散悬浮的氧气气泡提供氧源，增加氨氮的氧化速度；而智能诱导技术则采用特定的物质来刺激微生物的生长，增加微生物量和代谢能力，进一步提高脱氮效率，在垃圾渗滤液处理中具有巨大的潜力。

总之，为了提高垃圾渗滤液的处理效率和降低处理成本，需要不断探索新的脱氮技术。

这些新技术在设计和应用过程中应考虑到设备的稳定性、操作的简便性、运行的经济性等方面，以实现从实验室到工业化的转化。

同时，研究人员还需关注新技术对于环境的影响，确保处理过程的可持续性，进一步推进垃圾渗滤液处理技术的发展和应用。

吹脱法去除垃圾渗滤液中氨氮

２０９５　－　１９２２（２０１１　）０４　－０７４１　－０５吹脱法去除垃圾渗滤液中氨氮傅金祥张荣新范旭张吉刘冰沈阳建筑大学市政与环境工程学院，辽宁沈阳１１０１６８摘要：目的　解决垃圾渗滤液中高质量浓度氨氮对后续处理系统的不利影响．方法　用吹脱工艺对渗滤液进行处理，在进水氨氮质量浓度、流量一定的情况下，考察不同ｐＨ值、吹脱时间、气液体积比和温度对氨氮去除效果的影响，确定吹脱工艺去除垃圾渗滤液中氨氮的最佳工作参数和条件．结果　吹脱工艺应放置于渗滤液处理系统前段，吹脱对氨氮的去除效果随ｐＨ值、反应时间、气液体积比、温度的增加而上升．结论　ｐＨ为１１、吹脱６０　ｍｉｎ，气液体积比为３６０∶１，温度为４０℃条件下，吹脱法对垃圾渗滤液中氨氮去除效果最佳．吹脱；气液体积比；垃圾渗滤液；高氨氮Ｘ７０３．１ＡＡｉｒ　Ｓｔｒｉｐｐｉｎｇ　ｔｏ　Ｒｅｍｏｖｅ　Ａｍｍｏｎｉａ　Ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ｏｆ　Ｌａｎｄｆｉｌｌ　Ｌｅａｃｈａｔｅ　ＦＵ　ＪｉｎｘｉａｎｇＺＨＡＮＧ　ＲｏｎｇｘｉｎＦＡＮ　ＸｕＺＨＡＮ　ＪｉＬＩＵ　Ｂｉｎｇ２０１０－１２－２９国家重大水专项项目（　２００９ＺＸ０７２０８　－　００２）傅会祥（１９５５－）．男．教授．博士后．主要从事水处理理论与技术研究．万方数据７４２万方数据万方数据＠＠［１］喻晓，张甲耀，刘楚良．垃圾渗滤液污染特性及其处理技术研究和应用趋势［Ｊ］．环境科学与技术，２００２，２５（５）：４３　－４５．（　Ｙｕ　Ｘｉａｏ，　Ｚｈａｎｇ　Ｊｉａｙａｏ，　Ｌｉｕ　Ｃｈｕｌｉａｎｇ．　Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ　ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ　ｏｆ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅ　ａｎｄ　ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ　ｔｒｅｎｄｓ　ｏｆ　ｉｔｓ　ｔｒｅａｔｉｎｇ　ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ　［　Ｊ　］．　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　ａｎｄ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００２，２５（５）　：４３　－４５．　）＠＠［２］徐竺，李正山，杨玖贤．上流式厌氧过滤器处理垃圾渗滤液的研究［Ｊ］．中国沼气，２００２，２０（２）：１２　－１６．（　Ｘｕ　Ｚｈｕ，　Ｌｉ　Ｚｈｅｎｇｓｈａｎ，　Ｙａｎｇ　Ｊｉｕｘｉａｎ．　Ｓｔｕｄｙ　ｏｆ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅ　ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｗｉｔｈ　ｕｐ－ｆｌｏｗ　ａｎａｅｒｏｂｉｃ　ｆｉｌｔｅｒ［Ｊ］．　Ｃｈｉｎａ　Ｂｉｏｇａｓ，２００２，２０（２）　：１２　－　１６．　）＠＠［　３　］Ｒｏｄｒｉｇｕｅｚ　Ｊ，Ｃａｓｔｒｉｌｌｏｎ　Ｌ，Ｍａｒａｎｏｎ　Ｅ，　ｅｔ　ａｌ．　Ｒｅｍｏｖａｌ　ｏｆ　ｎｏｎ　ｂｉｏｄｅｇｒａｄａｂｌｅ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｍａｔｔｅｒ　ｆｒｏｍ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅｓ　ｂｙ　ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　［　Ｊ　］．　Ｗａｔｅｒ　Ｒｅｓｅａｒｃｈ，　２００４，３８：３２９７　－　３３０３．＠＠［　４　］Ｔａｔｓｉ　Ａ　Ａ，Ｚｏｕｂｏｕｌｉｓ　Ａ　Ｉ，Ｍａｔｉｓ　Ｋ　Ａ，ｅｔ　ａｌ．　Ｃｏａｇｕｌａｔｉｏｎ－ｆｌｏｃｃｕｌａｔｉｏｎ　ｐｒｅｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｏｆ　ｓａｎｉｔａｒｙ　ｌａｎｄｆｉｌｌｌｅａｃｈａｔｅｓ　［　Ｊ　］．　Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ　，２００３　，５３　：　７２７　－　７４４．＠＠［　５　］Ｖａｄｉｖｅｌｕ　ＶＭ，ＫｅｌｌｅｒｋＪ，Ｙｕａｎ　Ｚｈｉｇｕｏ．　Ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｆｒｅｅ　ａｍｍｏｎｉａ　ｏｎ　ｔｈｅ　ｒｅｓｐｉｒａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｇｒｏｗｔｈ　ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ　ｏｆ　ａｎ　ｅｎｒｉｃｈｅｄ　ｎｉｔｒｏｂａｃｔｅｒ　ｃｕｌｔｕｒｅ［　Ｊ］．　Ｗａｔｅｒ　Ｒｅｓｅａｒｃｈ，２００７，４１：８２６　－　８３４．＠＠［　６　］Ｋｈｅｒａｄｍａｎｄ　Ｓ，Ｋａｒｉｍｉ－Ｊａｓｈｎｉ　Ａ，Ｓａｒｔａｊ　Ｍ．　Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｏｆ　ｍｕｎｉｃｉｐａｌ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅ　ｕｓｉｎｇ　ａ　ｃｏｍｂｉｎｅｄ　ａｎａｅｒｏｂｉｃ　ｄｉｇｅｓｔｅｒ　ａｎｄ　ａｃｔｉｖａｔｅｄ　ｓｌｕｄｇｅ　ｓｙｓｔｅｍ［　Ｊ］．　Ｗａｓｔｅ　Ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ，２０１０，３０（６）　：１０２５　－　１０３１．＠＠［　７　］Ｗｉｓｚｎｉｏｗｓｋｉ　Ｊ，　Ｒｏｂｅｒｔ　Ｄ，　Ｓｕｒｍａｃｚ　Ｇｏｒｓｋａ　Ｊ，　ｅｔ　ａｌ．Ｓｏｌａｒ　ｐｈｏｔｏｃａｔａｌｙｔｉｃ　ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ　ｏｆ　ｈｕｍｉｃ　ａｃｉｄｓ　ａｓ　ａ　ｍｏｄｅｌ　ｏｆ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｃｏｍｐｏｕｎｄｓ　ｏｆ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅ　ｉｎ　ｐｉｌｏｔ－ｐｌａｎｔ　ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｓ：　ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ　ｏｆ　ｉｎｏｒｇａｎｉｃ　ｓａｌｔｓ　［　Ｊ　］．　Ａｐｐｌｉｅｄ　Ｃａｔａｌｙｓｉｓ　Ｂ：　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ，　２００４，５３（２）　：１２７　－　１３７．＠＠［　８　］Ｋａｒｔｈｉｋｅｙａｎ　Ｏ　Ｐ，　Ｊｏｓｅｐｈ　Ｋ．　Ｃｈｅｍｉｃａｌ　ｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｉｏｎ　ｏｆ　ａｍｍｏｎｉａ－Ｎ　ａｓ　ｓｔｒｕｖｉｔｅ　ｆｒｏｍ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　万方数据ｍｏｌａｒ　ｒａｔｉｏ　ｕｐｏｎ　ｒｅｃｏｖｅｒｙ　［　Ｊ　］．Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　ＳｏｌｉｄＷａｓｔｅ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ　ａｎｄ　Ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ，　２００８，２：　２０　－２６．＠＠［　９　］Ｐａｘｅｕｓ　Ｎ．　Ｏｒｇａｎｉｃ　ｃｏｍｐｏｕｎｄｓ　ｉｎ　ｍｕｎｉｃｉｐａｌ　ｌａｎｄｆｉｌｌｌｅａｃｈａｔｅｓ［　Ｊ］．　Ｗａｔｅｒ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　ａｎｄ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０００，４２（７）　：３２３　－３３３．＠＠［１０］ＹａｌｍａｚＧ．　Ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ　ａｍｍｏｎｉｕｍ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｆｒｏｍａｎａｅｒｏｂｉｃａｌｌｙ　ｐｒｅｔｒｅａｔｅｄ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅ　ｉｎ　ＳＢＲ［　Ｊ］．Ｗａｔｅｒ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　ａｎｄ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００１，４３（３　）　：３０７　－３１４．＠＠［１１］张望军，王国生．序批式活性污泥法处理城市垃圾填埋场渗滤液的试验研究［Ｊ］．湖南大学学报，１９９５，２２（３）：１１６２　－１２０．（Ｚｈａｎｇ　Ｗａｎｇｊｕｎ，　Ｗａｎｇ　Ｇｕｏｓｈｅｎ．　Ｓｔｕｄｙ　ｏｎ　ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｏｆ　ｕｒｂａｎ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅ　ｂｙ　ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ　ｂａｔｃｈｒｅａｃｔｏｒ［　Ｊ］．　Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｈｕｎａｎ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ：Ｎａｔｕｒａｌ　Ｓｃｉｅｎｃｅｓ，１９９５，２２（３）　：１１６２　－　１２０．　）＠＠［　１２］　Ｋｅｎｎｅｄｙ　Ｋ　Ｊ，　Ｌｅｎｔｚ　Ｅ　Ｍ．　Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｏｆ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅ　ｕｓｉｎｇ　ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ　ｂａｔｃｈ　ａｎｄ　ｃｏｎｔｉｎｕｏｕｓ　ｆｌｏｗｕｐｆｌｏｗ　ａｎａｅｒｏｂｉｃ　ｓｌｕｄｇｅ　ｂｌａｎｋｅｔ　（ＵＡＳＢ）ｒｅａｃｔｏｒｓ［　Ｊ　］．　Ｗａｔｅｒ　Ｒｅｓｅａｒｃｈ　，２０００，３４　（１４）　：３６４０　－３６５６．＠＠［１３］刘启东，王玉珍．厌氧折流板反应器处理垃圾渗滤液工艺设计［Ｊ］．工业水处理，２００８，２８（８）：７５　－７６．（　Ｌｉｕ　Ｑｉｄｏｎｇ，　Ｗａｎｇ　Ｙｕｚｈｅｎ．　Ｄｅｓｉｇｎ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅ　ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｗｉｔｈ　ＡＢＲ　［　Ｊ　］．　Ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ　Ｗａｔｅｒ　Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ，２００８，２８（８）　：７５　－　７６．　）＠＠［１４］闫铨钊，朱彦青，王明花，等．北神树垃圾填埋场渗滤液混凝－膜处理工艺研究［Ｊ］．环境科学与技术，２００８，３１（４）：８８　－９０．）（　Ｙａｎ　Ｑｕａｎｚｈａｏ，　Ｚｈｕ　Ｙａｎｑｉｎｇ，　Ｗａｎｇ　Ｍｉｎｇｈｕａ，　ｅｔ　ａｌ．　Ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ　ｓｔｕｄｙ　ｏｎ　ｃｏｍｂｉｎｅｄ　ｃｏａｇｕｌａｔｉｏｎ／ｍｅｍｂｒａｎｅ　ｐｒｏｃｅｓｓ　ｆｏｒ　ｔｒｅａｔｉｎｇ　ｌｅａｃｈａｔｅ　ｏｆ　Ｂｅｉｓｈｅｎｓｈｕ　Ｌａｎｄｆｉｌｌ［　Ｊ　］．　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　＆　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００８，３１　（４）　：８８　－９０．＠＠［１５］倪晋仁，邵世云，叶正芳．垃圾渗滤液特点与处理技术比较［Ｊ］．应用基础与工程科学学报，２００４，１２（２）：１４８　－　１６０．（　Ｎｉ　Ｊｉｎｒｅｎ，　Ｓｈａｏ　Ｓｈｉｙｕｎ，　Ｙｅ　Ｚｈｅｎｇｆａｎｇ．　Ｔｈｅ　ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ　ａｎｄ　ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ　ｏｆ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅ　［　Ｊ　］．　Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｂａｓｉｃ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　ａｎｄ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，２００４，１２（２）　：１４８　－　１６０．　）＠＠［１６］王军，罗亚田，张波兰，等．武汉流芳垃圾填埋场垃圾渗滤液的氨吹脱研究［Ｊ］．武汉科技学院学报，２００８，１５（５）　：５８　－６２．　）（Ｗａｎｇ　Ｊｕｎ，　Ｌｕｏ　Ｙａｔｉａｎ，　Ｚｈａｎｇ　Ｂｏｌａｎ，　ｅｔ　ａｌ．　Ｓｔｕｄｙ　ｏｎ　ａｍｍｏｎｉａ　ｓｔｒｉｐｐｉｎｇ　ｏｆ　ｔｈｅ　Ｗｕｈａｎ　Ｌｉｕｆａｎｇ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅ［　Ｊ　］．　Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｗｕｈａｎ　Ｔｅｘｔｉｌｅ　Ｓ．　ｈ．　ｔ．　Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ，２００８，１５（５）　：５８　－６２．＠＠［１７］潘云霞，郑怀礼，李丹丹，等．絮凝法处理垃圾填埋场渗滤液的研究［Ｊ］．环境工程学报，２００７（７）：９７　－　１００．）（Ｐａｎ　Ｙｕｎｘｉａ，Ｚｈｅｎｇ　Ｈｕａｉｌｉ，Ｌｉ　Ｄａｎｄａｎ，ｅｔ　ａｌ．　Ｓｔｕｄｙ　ｏｎ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅ　ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｂｙ　ｆｌｏｃｃｕｌａｔｉｏｎ　ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ［　Ｊ　］．　Ｃｈｉｎｅｓｅ　Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，２００７（７）　：９７　－　１００．＠＠［１８］李亚峰，吕春华，陈萍，等．混凝和化学沉淀法联合处理垃圾渗滤液［Ｊ］．沈阳建筑大学学报：自然科学版，２００７，２４（２）：２８０　－２８３．）（　Ｌｉ　Ｙａｆｅｎｇ，　ＬＶ　Ｃｈｕｎｈｕａ，　Ｃｈｅｎ　Ｐｉｎｇ，　ｅｔ　ａｌ．　Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｏｆ　ｌａｎｄｆｉｌｌ　ｌｅａｃｈａｔｅ　ｂｙ　ｆｌｏｃｃｕｌａｎｔ　ａｎｄ　ｃｈｅｍｉｃａｌ　ｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｉｏｎ　ｐｒｏｃｅｓｓ　［　Ｊ　］．　Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｓｈｅｎｙａｎｇ　Ｊｉａｎｚｈｕ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ：　Ｎａｔｕｒａｌ　Ｓｃｉｅｎｃｅ，　２００７，２４　（　２　）　：２８０　－　２８３．＠＠［１９］国家环境保护总局．水和废水监测分析方法［Ｍ］．北京：中国环境科学出版社，２００２：２１３　－　２１６．（　Ｍｉｎｉｓｔｒｙ　ｏｆ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎ　ｏｆ　ｔｈｅ　Ｐｅｏｐｌｅ＇　ｓ　Ｒｅｐｕｂｌｉｃ　ｏｆ　Ｃｈｉｎａ．　Ｗａｔｅｒ　ａｎｄ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ　ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ　ａｎｄ　ａｎａｌｙｓｉｓ　ｍｅｔｈｏｄｓ［　Ｍ］．　Ｂｅｉｊｉｎｇ：Ｃｈｉｎａ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　Ｐｒｅｓｓ　，２００２　：２１３　－２１６．　）万方数据吹脱法去除垃圾渗滤液中氨氮作者：傅金祥，张荣新，范旭，张吉，刘冰， FU Jinxiang， ZHANG Rongxin， FAN Xu， ZHAN Ji，LIU Bing作者单位：沈阳建筑大学市政与环境工程学院,辽宁沈阳,110168刊名：沈阳建筑大学学报（自然科学版）英文刊名：Journal of Shenyang Jianzhu University Natural Science年，卷(期)：2011,27(4)1.国家环境保护总局Water and wastewater monitoring and analysis methods 20022.李亚峰;吕春华;陈萍混凝和化学沉淀法联合处理垃圾渗滤液 2007(02)3.潘云霞;郑怀礼;李丹丹絮凝法处理垃圾填埋场渗滤液的研究 2007(07)4.王军;罗亚田;张波兰武汉流芳垃圾填埋场垃圾渗滤液的氨吹脱研究 2008(05)5.倪晋仁;邵世云;叶正芳垃圾渗滤液特点与处理技术比较 2004(02)6.闫铨钊;朱彦青;王明花北神树垃圾填埋场渗滤液混凝-膜处理工艺研究 2008(04)7.刘启东;王玉珍厌氧折流板反应器处理垃圾渗滤液工艺设计 2008(08)8.Kennedy K J;Lentz E M Treatment of landfill leachate using sequencing batch and continuous flow upflow anaerobic sludge blanket (UASB)reactors 2000(14)9.张望军;王国生序批式活性污泥法处理城市垃圾填埋场渗滤液的试验研究 1995(03)10.YalmazG Biological ammonium removal from anaerobically pretreated landfill leachate in SBR 2001(03)11.Paxeus N Organic compounds in municipal landfill leachates 2000(07)12.Karthikeyan O P;Joseph K Chemical precipitation of ammonia-N as struvite from landfill leachate effect of molar ratio upon recovery 200813.Wiszniowski J;Robert D;Surmacz Gorska J Solar photocatalytic degradation of humic acids as a model of organic compounds of landfill leachate in pilot-plant experiments:influence of inorganic salts 2004(02)14.Kheradmand S;Karimi-Jashni A;Sartaj M Treatment of municipal landfill leachate using a combined anaerobic digester and activated sludge system 2010(06)15.Vadivelu VM;KellerkJ;Yuan Zhiguo Effect of free ammonia on the respiration and growth processes of an enriched nitrobacter culture 200716.Tatsi A A;Zouboulis A I;Matis K A Coagulation-flocculation pretreatment of sanitary landfillleachates 200317.Rodriguez J;Castrillon L;Maranon E Removal of non biodegradable organic matter from landfill leachates by adsorption 200418.徐竺;李正山;杨玖贤上流式厌氧过滤器处理垃圾渗滤液的研究 2002(02)19.喻晓;张甲耀;刘楚良垃圾渗滤液污染特性及其处理技术研究和应用趋势 2002(05)本文链接：/Periodical_syjzgcxyxb201104023.aspx。

垃圾渗滤液处理中传统生物脱氮存在的问题

垃圾渗滤液处理中传统生物脱氮存在的问题传统垃圾渗滤液处理中传统生物脱氮技术包括硝化与反硝化两个阶段，首先垃圾渗滤液在有氧的条件下，通过好氧硝化菌作用将氨氮氧化为亚硝酸盐或硝酸盐，然后在缺氧条件下利用反硝化菌将亚硝酸盐或硝酸盐还原为氮气逸出，从而达到脱氮的目的。

传统生物脱氮工艺采用好氧、缺氧结合处理工艺，最具代表性的是A/O、SBR工艺。

传统硝化反硝化工艺在生物脱氮方面起到一定的作用，但仍然存在许多问题。

1.硝化细菌增殖速度慢.难以维持较高生物浓度，因此造成水力停留时间长、容积负荷较低，增加投资和运行成本。

2.传统的脱氮工艺中反硝化需要一定的有机碳源，而垃圾渗滤液中COD在硝化过程中有很大—部分被去除，因此反硝化时往往要另外投加碳源，增加处理成本。

3.氨氮完全硝化需要大量的氧，动力费用增加。

4.为中和硝化过程产生的酸度，需要加碱中和，增加处理成本。

5.系统为维持较高生物浓度及获得良好的脱氮效果，必须进行硝化液和污泥回流，增加动力消耗和运行费用。

6.运行控制较为复杂等。

因此研究垃圾渗滤液处理工艺中的脱氮新思路、新技术及合适的控制条件是有效去除垃圾渗滤液中氮污染物研究中的核心问题之一。

渗滤液预处理系统异常问题该如何解决？渗滤液预处理系统异常问题解决原因及解决办法简述如下：渗滤液预处理系统异常问题一：出水带有细小悬浮颗粒主要原因：水力负荷冲击或长期超负荷运行;因短流而减少了停留时间，以致絮体在沉降前即流出出水堰;进水中含有某些沉淀污染物顆粒。

解决办法：调整进水流量，减轻冲击负荷的影响，克服短流;投加化学药剂，改善某些难沉淀淀浮物颗粒的沉降性能渗滤液预处理系统异常问题二：出水堰污染且出水不均主要原因：出水堰受污泥附着、结垢等影响，导致出水堰污堵，甚至某些堰口堵塞出水不匀。

解决办法：清理出水堰。

渗滤液预处理系统异常问题三：污泥管道或设备堵塞主要原因：污泥中易沉淀物、杂质等含量高。

解决办法：规范污泥系统操作要求，增加水力冲刷频次。

垃圾渗滤液脱氮处理工艺

垃圾渗滤液脱氮处理工艺1前言垃圾渗滤液的处理是近几年污水处理领域的热点和难点问题。

垃圾渗滤液组分十分复杂，不仅含有有机好氧物，而且含有各类金属和植物营养素，浓度高，色度重，其中难生物降解的化合物以及高浓度NH3-N的处理难度很大。

目前国内外提出的垃圾渗滤液处理技术有多种，但有的工艺只是针对有机物的处理，而对其中的高浓度NH3-N及有机物与NH3-N比值(C/N 比)很低问题认识不足，结果是出水CODcr浓度可降到较低水平，而NH3-N浓度很难达标。

在此，以工程实例介绍氨吹脱+生物处理+臭氧氧化工艺进行垃圾渗滤液脱氮的可行性和特点。

2,治理项目概况和处理要求过桥窝垃圾填埋场位于深圳市宝安区龙华镇，由于其处于石岩水库水源保护区内，各部门都十分关注它的污染情况。

为保护水库水质和周围生态环境，减轻环境污染对附近村民日常生活、身体健康的影响，深圳市、宝安区政府要求对此垃圾填埋场进行封场并建立配套的渗滤液处理工程。

设计废水处理量为50m3/d，24h连续运行。

进水和出水NH3-N浓度分别小于1000mg/L和15mg/L。

3,垃圾渗滤液处理工艺流程及特点3.1废水处理工艺流程本工程采用的工艺流程见图1。

3.2工艺特点废水处理系统由氨吹脱预处理、一级生化处理、臭氧氧化、二级生化处理、混凝沉淀处理和污泥处理等组成，其工艺特点为：(1)预处理脱氨技术采用穿孔管曝气吹脱技术。

废水经氨吹脱预处理后，不仅脱掉了大量的游离氨和固定铵，而且还去除了部分苯酚、氰化物、硫化物及其它难生化的、对生化有抑制作用的、毒性大的挥发性物质，为后续生化处理创造了极为有利的条件。

(2)兼氧生物滤池是一种将过滤和固定膜生物转化过程相结合的系统。

垃圾渗滤液流过纤维填料束，废水中的悬浮物被捕集、积累，最终依靠重力的作用沉降到池底；纤维填料束的表面生长着大量的细菌及较高级的微生物，形成生物膜。

生物膜在填料表面的形成及生长是有机物在水相中多种生物化学作用的过程，水相中有机物分子与微生物首先转输、粘附或吸附在填料表面；再则细菌附着在填料表面，第一步细菌的细胞在静电力及范德华引力作用下，很快接近填料表面；第二步由聚合架桥及空间分子的相互作用，细胞膜开始粘附在填料表面，这个过程比较慢。

试析活性污泥法处理垃圾渗滤液新型脱氮技术

2.1内源反硝化技术
对于反硝化菌来说，其具有贮存内碳源特点，如若污水中不存在外碳源，则反硝化菌将借助自身的碳源实施反硝化；如若通过人为干预使上述特点得以增强，便可在不具备碳源的情况下，对渗滤液进行深度脱氮。对此，在起初渗滤液处理过程中，采用ASBR与脉冲SBR有机结合的方式，前者的浓度为8528mg/L，后者浓度为1154±50mg/L，系统出水的COD为89.61%—96.73%，总氮去除率为97.03%—98.87%，并且无需将碳源加入其中；还可采用ASBR与SBR相结合的方式，COD为6000±100mg/L，氨氮为1100±50mg/L。最终，系统COD为90%，总氮去除率超过95%。由此可见，在内源反硝化的作用下，与传统方式相比，可实现对渗滤液的深度脱氮。在SBR中采取过程控制方式，将反应中的PH曲线作为“氨谷”特征点，可精准的对硝化与反硝化的终点进行控制，渗滤液中氨氮的质量浓度为2114mg/L，出水氨氮的质量浓度不超过10mg/L，可使去除率超过99%；在短程硝化方面，可采用FA与FNA工艺进行处理，研究结果可知，当最小FA超过3.1mg/L时，系统可持续短程硝化，氮氨去除率超过99%；当最小FA低于0.6mg/L时，在过曝气情况下，可通过降低PH值的方式使FNA得以快速提升，并维持短程硝化[2]。
2.2一段式厌氧氨氧化技术
该技术属于自养脱氮技术，具有先进性特点，其主要作用在于无需碳源的帮助，且脱氮效率较高。采用SBBR技术对晚期渗滤液进行处理，结果显示，此种脱氮方式主要借助氧氨氧化的作用来实现。在SBBR硝化过程中，溶解氧可被控制在2.7mg/L上下，在氧化作用下可促进总氮去除率提升，去除率超过90%。溶解氧对厌氧氨氧化具有一定的控制作用。对此，可采用间歇曝气SBR技术，对渗滤液进行有效处理。在曝气过程中，很容易出现短程的消化，在缺氧阶段出现反硝化与氧氨氧化等现象，提高总氨的去除效果，使去除率超过90%；还可采用SBR工艺进行处理，COD为1900±200mg/L，氨氮为1950±250mg/L，提高总氨的去除效果，使去除率超过92%；其中，在反硝化作用下去除15.6%，在厌氧氨氧化作用下去除77.1%。由此可见，在厌氧氨氧化技术中，开展间歇曝气，可有效减少溶解氧对氧化工艺产生的负面影响，但是应根据实际情况科学操作，以免因工艺复杂、操作混乱影响最终的脱氮效果。

渗滤液回灌工艺中氨氮脱除方法综述

文中推出几种在渗滤液回灌处理工艺中具有发展潜力的渗滤液降至４２Ｔ／ｇＬＳ相应的ＣＤ的平均去除率从９．％．２ｇＦｍＭＳｇＯ５１脱氮方法。．．降至７．％。９１．：
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１渗滤液中Ｎ３Ｈ．Ｎ的特性及其对处理的影响
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参考文献：
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２氨氮的处理技术
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渗滤液中ＮＮ的主要来灞是填埋垃圾中蛋白质等禽氮类２Ｉ一０ｌ调节ｐ１Ｈ值法物质的生物降解。渗滤液’Ｉ．Ｎ－Ｎ具有浓度高（Ｉ３可达几千ｎ见）ｇ１将收集的渗滤液用石灰预先对酸度进行调节，）然后使用表

垃圾渗滤液厂反渗透氨氮超标分析及解决方案

垃圾渗滤液厂反渗透氨氮超标分析及解决方案第一篇：垃圾渗滤液厂反渗透氨氮超标分析及解决方案关于XX县垃圾渗滤液厂反渗透膜出水氨氮偏高原因分析及解决方案一、现场情况垃圾渗滤液厂近期反渗透膜出水氨氮突然偏高，通过现场观察进水水质情况和设备运行工况后发现，近期进水氨氮的浓度较之前有较大幅度的增加，而反渗透膜虽然对氨氮的截留效率降低，但对COD的截留效率依然很高，且其通量也基本保持稳定。

二、原因分析反渗透是将水分子和其他物质进行分离的设备，对COD的去除尤为明显，而本膜对COD的去除效果基本稳定，所以尽管膜在一定程度有所老化，但因膜问题而导致出水氨氮偏高不是主要因素，而对氨氮的去除率降低则主要有两方面因素：1、氨氮在水中主要以两种形态存在，游离态氨氮（NH3）和离子态氨氮（NH34+），而游离态氨氮（NH3）的分子形态接近水分子形态，虽反渗透对其有一定的去除效果，但去除量有限，在低浓度时尚且能保持较好的去除率，但浓度较高时其总去除量有限，所以去除率也降低。

近期进水氨氮浓度较高就导致其出水氨氮浓度偏高。

2、氨氮在PH较高时以游离态氨氮（NH3）存在，PH较低时以离子态氨氮（NH34+）存在，本厂进水PH一直在7以上，导致氨氮多以游离态氨氮（NH3）存在，在进水氨氮偏低时尚能维持较高去除率，在氨氮较高时则处理能力略显疲软。

三、解决办法因为冬季降水少，使得进水污染物浓度高，所以氨氮也较高，再加上气温低造成生物处理系统对氨氮的去除效率减弱，综合因素导致反渗透膜进水氨氮提高，因此采用降低反渗透膜进水氨氮浓度的方式来保持其出水氨氮稳定的难度较大，而从反渗透膜的运行机理和改变氨氮在水中存在形式的特点入手，将反渗透进水PH调制7以下，让氨氮多以（NH34+）存在，这样即使是较高浓度（NH34+）反渗透膜对对其也会有较高的截留率，从而解决出水氨氮偏高的问题。

具体措施如下：在滗水池新增一个加酸装置包括储酸罐和硫酸泵，生物池反应出水进入滗水池以后加1-2桶硫酸（具体量以将PH调至7以下为准），打开滗水池搅拌气管进行搅拌，待稳定后PH调到7以下则开始进入膜系统处理，或在超滤出水末端的调节罐加一套加酸装置，也可以达到上述效果。