物化法脫除廢水中的總氮

⑴ 如何去除飲用水水質總氮

您好，我的QQ是604842003.以下是我的見解。
現有的物化處理工藝（沉澱澄清，加氯）已經很到位，可以採用這一方法進行處理。如有不懂請去我的空間留言詢問。

⑵ 制葯廠污水排放化學需氧量和總氮超標如何處理

一、制葯廢水的處理方法
制葯廢水的處理方法可歸納為以下幾種：物化處理、化學處理 、生化處理 以及多種方法的組合處理等，各種處理方法具有各自的優勢及不足。下面就來為大家詳細介紹各種處理方法以及工藝的選擇。
物化處理
根據制葯廢水的水質特點，在其處理過程中需要採用物化處理作為生化處理的預處理或後處理工序。目前應用的物化處理方法主要包括混凝、氣浮、吸附、氨吹脫、電解、離子交換和膜分離法等。
（1） 混凝法
該技術是目前國內外普遍採用的一種水質處理方法，它被廣泛用於制葯廢水預處理及後處理過程中，如硫酸鋁和聚合硫酸鐵等用於中葯廢水等。高效混凝處理的關鍵在於恰當地選擇和投加性能優良的混凝劑。近年來混凝劑的發展方向是由低分子向聚合高分子發展，由成分功能單一型向復合型發展[3]。劉明華等[4]以其研製的一種高效復合型絮凝劑F-1處理急支糖漿生產廢水，在 pH為6.5， 絮凝劑用量為300 mg/L時，廢液的COD、SS和色度的去除率分別達到69.7%、96.4%和87.5%，其性能明顯優於PAC(粉末活性炭)、聚丙烯醯胺(PAM)等單一絮凝劑。
（2） 氣浮法
氣浮法通常包括充氣氣浮、溶氣氣浮、化學氣浮和電解氣浮等多種形式。新昌制葯廠採用CAF渦凹氣浮裝置對制葯廢水進行預處理，在適當葯劑配合下，COD的平均去除率在25%左右。
（3） 吸附法
常用的吸附劑有活性炭、活性煤、腐殖酸類、吸附樹脂等。武漢健民制葯廠採用煤灰吸附－兩級好氧生物處理工藝處理其廢水。結果顯示， 吸附預處理對廢水的COD去除率達41.1%，並提高了BOD5/COD值。
（4） 膜分離法
膜技術包括反滲透、納濾膜和纖維膜，可回收有用物質，減少有機物的排放總量。該技術的主要特點是設備簡單、操作方便、無相變及化學變化、處理效率高和節約能源。朱安娜等採用納濾膜對潔黴素廢水進行分離實驗，發現既減少了廢水中潔黴素對微生物的抑製作用，又可回收潔黴素。
（5） 電解法
該法處理廢水具有高效、易操作等優點而得到人們的重視，同時電解法又有很好的脫色效果。李穎[8]採用電解法預處理核黃素上清液，COD、SS和色度的去除率分別達到71％、83％和67％。
化學處理
應用化學方法時，某些試劑的過量使用容易導致水體的二次污染，因此在設計前應做好相關的實驗研究工作。化學法包括鐵炭法、化學氧化還原法（fenton試劑、H2O2、O3）、深度氧化技術等。
（1） 鐵炭法
工業運行表明，以Fe-C作為制葯廢水的預處理步驟，其出水的可生化性可大大提高。樓茂興等採用鐵炭—微電解—厭氧—好氧—氣浮聯合處理工藝處理甲紅黴素、鹽酸環丙沙星等醫葯中間體生產廢水，鐵炭法處理後COD去除率達20%，最終出水達到國家《污水綜合排放標准》(GB8978—1996)一級標准。
（2） Fenton試劑處理法
亞鐵鹽和H2O2的組合稱為Fenton試劑，它能有效去除傳統廢水處理技術無法去除的難降解有機物。隨著研究的深入，又把紫外光（UV）、草酸鹽（C2O42-）等引入Fenton試劑中，使其氧化能力大大加強。以TiO2為催化劑，9 W低壓汞燈為光源，用Fenton試劑對制葯廢水進行處理，取得了脫色率100%，COD去除率92.3%的效果，且硝基苯類化合物從8.05 mg/L降至0.41 mg/L。
（3）氧化法
採用該法能提高廢水的可生化性，同時對COD有較好的去除率。如Balcioglu等對3種抗生素廢水進行臭氧氧化處理，結果顯示，經臭氧氧化的廢水不僅BOD5/COD的比值有所提高，而且COD的去除率均為75％以上。
（4） 氧化技術
又稱高級氧化技術，它匯集了現代光、電、聲、磁、材料等各相近學科的最新研究成果，主要包括電化學氧化法、濕式氧化法、超臨界水氧化法、光催化氧化法和超聲降解法等。其中紫外光催化氧化技術具有新穎、高效、對廢水無選擇性等優點，尤其適合於不飽合烴的降解，且反應條件也比較溫和，無二次污染，具有很好的應用前景。與紫外線、熱、壓力等處理方法相比，超聲波對有機物的處理更直接，對設備的要求更低，作為一種新型的處理方法，正受到越來越多的關注。肖廣全等[13]用超聲波－好氧生物接觸法處理制葯廢水，在超聲波處理60 s，功率200 w的情況下，廢水的COD總去除率達96％。
生化處理
生化處理技術是目前制葯廢水廣泛採用的處理技術，包括好氧生物法、厭氧生物法、好氧－厭氧等組合方法。
（1） 好氧生物處理
由於制葯廢水大多是高濃度有機廢水，進行好氧生物處理時一般需對原液進行稀釋，因此動力消耗大，且廢水可生化性較差，很難直接生化處理後達標排放，所以單獨使用好氧處理的不多，一般需進行預處理。常用的好氧生物處理方法包括活性污泥法、深井曝氣法、吸附生物降解法(AB法)、接觸氧化法、序批式間歇活性污泥法(SBR法)、循環式活性污泥法（CASS法）等。
1.1深井曝氣法
深井曝氣是一種高速活性污泥系統，該法具有氧利用率高、佔地面積小、處理效果佳、投資少、運行費用低、不存在污泥膨脹、產泥量低等優點。此外，其保溫效果好，處理不受氣候條件影響，可保證北方地區冬天廢水處理的效果。東北制葯總廠的高濃度有機廢水經深井曝氣池生化處理後，COD去除率達92.7%，可見用其處理效率是很高的，而且對下一步的治理極其有利，對工藝治理的出水達標起著決定性作用。
1.2AB法
AB法屬超高負荷活性污泥法。AB工藝對BOD5、COD、SS、磷和氨氮的去除率一般均高於常規活性污泥法。其突出的優點是A段負荷高，抗沖擊負荷能力強，對pH和有毒物質具有較大的緩沖作用，特別適用於處理濃度較高、水質水量變化較大的污水。楊俊仕等採用水解酸化－AB生物法工藝處理抗生素廢水，工藝流程短，節能，處理費用也低於同種廢水的化學絮凝－生物法處理方法。
1.3生物接觸氧化法
該技術集活性污泥和生物膜法的優勢於一體，具有容積負荷高、污泥產量少、抗沖擊能力強、工藝運行穩定、管理方便等優點。很多工程採用兩段法，目的在於馴化不同階段的優勢菌種，充分發揮不同微生物種群間的協同作用，提高生化效果和抗沖擊能力。在工程中常以厭氧消化、酸化作為預處理工序，採用接觸氧化法處理制葯廢水。哈爾濱北方制葯廠採用水解酸化－兩段生物接觸氧化工藝處理制葯廢水，運行結果表明，該工藝處理效果穩定、工藝組合合理。隨著該工藝技術的逐漸成熟，應用領域也更加廣泛。
1.4SBR法
SBR法具有耐沖擊負荷強、污泥活性高、結構簡單、無需迴流、操作靈活、佔地少、投資省、運行穩定、基質去除率高、脫氮除磷效果好等優點，適合處理水量水質波動大的廢水。用SBR工藝處理制葯廢水的試驗表明：曝氣時間對該工藝的處理效果有很大影響；設置缺氧段，尤其是缺氧與好氧交替重復設計，可明顯提高處理效果；反應池中投加PAC的SBR強化處理工藝，可明顯提高系統的去除效果。近年來該工藝日趨完善，在制葯廢水處理中應用也較多，採用水解酸化－SBR法處理生物制葯廢水，出水水質達到GB8978－1996一級標准。
（2）厭氧生物處理
目前國內外處理高濃度有機廢水主要是以厭氧法為主，但經單獨的厭氧方法處理後出水COD仍較高，一般需要進行後處理（如好氧生物處理）。目前仍需加強高效厭氧反應器的開發設計及進行深入的運行條件研究。在處理制葯廢水中應用較成功的有上流式厭氧污泥床（UASB）、厭氧復合床(UBF)、厭氧折流板反應器（ABR）、水解法等。
2.1UASB法
UASB反應器具有厭氧消化效率高、結構簡單、水力停留時間短、無需另設污泥迴流裝置等優點。採用UASB法處理卡那黴素、氯酶素、VC、SD和葡萄糖等制葯生產廢水時，通常要求SS含量不能過高，以保證COD去除率在85%～90%以上。二級串聯UASB的COD去除率可達90%以上。
2.2UBF法
買文寧等將UASB和UBF進行了對比試驗，結果表明，UBF具有反應液傳質和分離效果好、生物量大和生物種類多、處理效率高、運行穩定性強的特徵，是實用高效的厭氧生物反應器。
2.3水解酸化法
水解池全稱為水解升流式污泥床（HUSB），它是改進的UASB。水解池較之全過程厭氧池有以下優點：不需密閉、攪拌，不設三相分離器，降低了造價並利於維護；可將污水中的大分子、不易生物降解的有機物降解為小分子、易生物降解的有機物，改善原水的可生化性；反應迅速、池子體積小，基建投資少，並能減少污泥量。近年來，水解－好氧工藝在制葯廢水處理中得到了廣泛的應用，如某生物制葯廠採用水解酸化－二段式生物接觸氧化工藝處理制葯廢水，運行穩定，有機物去除效果顯著，COD、BOD5和SS的去除率分別為90.7％、92.4％和87.6％。
（3） 厭氧－好氧及其他組合處理工藝
由於單獨的好氧處理或厭氧處理往往不能滿足要求，而厭氧－好氧、水解酸化－好氧等組合工藝在改善廢水的可生化性、耐沖擊性、投資成本、處理效果等方面表現出了明顯優於單一處理方法的性能，因而在工程實踐中得到了廣泛應用。如某制葯廠採用厭氧－好氧工藝處理制葯廢水，BOD5去除率達98％，COD去除率達95％，處理效果穩定；採用微電解－厭氧水解酸化－SBR工藝處理化學合成制葯廢水，結果表明，整個串聯工藝對廢水水質、水量的變化具有較強的耐沖擊能力，COD去除率可達86%～92%，是處理制葯廢水的一種理想的工藝選擇；在對醫葯中間體制葯廢水的處理中採用水解酸化－A/O－催化氧化－接觸氧化工藝，當進水COD為12 000 mg/L左右時，出水COD達300 mg/L以下；採用生物膜－SBR法處理含生物難降解物的制葯廢水，COD的去除率能達到87.5％～98.31％，遠高於單獨的生物膜法和SBR法的處理效果。
此外，隨著膜技術的不斷發展，膜生物反應器(MBR)在制葯廢水處理中的應用研究也逐漸深入。MBR綜合了膜分離技術和生物處理的特點，具有容積負荷高、抗沖擊能力強、佔地面積小、剩餘污泥量少等優點。採用厭氧－膜生物反應器工藝處理COD為25 000 mg/L的醫葯中間體醯氯廢水，系統對COD的去除率均保持在90％以上；利用專性細菌降解特定有機物的能力，首次採用了萃取膜生物反應器處理含3，4-二氯苯胺的工業廢水，HRT為2 h，其去除率達到99％，獲得了理想的處理效果。盡管在膜污染方面仍存在問題，但隨著膜技術的不斷發展，將會使MBR在制葯廢水處理領域中得到更加廣泛的應用。
二、制葯廢水的處理工藝及選擇
制葯廢水的水質特點使得多數制葯廢水單獨採用生化法處理根本無法達標，所以在生化處理前必須進行必要的預處理。一般應設調節池，調節水質水量和pH，且根據實際情況採用某種物化或化學法作為預處理工序，以降低水中的SS、鹽度及部分COD，減少廢水中的生物抑制性物質，並提高廢水的可降解性，以利於廢水的後續生化處理。
預處理後的廢水，可根據其水質特徵選取某種厭氧和好氧工藝進行處理，若出水要求較高，好氧處理工藝後還需繼續進行後處理。具體工藝的選擇應綜合考慮廢水的性質、工藝的處理效果、基建投資及運行維護等因素，做到技術可行，經濟合理。總的工藝路線為預處理－厭氧－好氧－（後處理）組合工藝。採用水解吸附—接觸氧化—過濾組合工藝處理含人工胰島素等的綜合制葯廢水，處理後出水水質優於GB8978－1996的一級標准。氣浮－水解－接觸氧化工藝處理化學制葯廢水、復合微氧水解－復合好氧－砂濾工藝處理抗生素廢水、氣浮－UBF－CASS工藝處理高濃度中葯提取廢水等都取得了較好的處理效果。
三、制葯廢水中有用物質的回收利用
推進制葯業清潔生產，提高原料的利用率以及中間產物和副產品的綜合回收率，通過改革工藝使污染在生產過程中得到減少或消除。由於某些制葯生產工藝的特殊性，其廢水中含有大量可回收利用的物質，對這類制葯廢水的治理，應首先加強物料回收和綜合利用。針對其醫葯中間體廢水中含量高達5％～10％的銨鹽，採用固定刮板薄膜蒸發、濃縮、結晶、回收質量分數為30％左右的（NH4）2SO4、NH4NO3作肥料或回用，具有明顯經濟效益；某高科技制葯企業用吹脫法處理甲醛含量極高的生產廢水，甲醛氣體經回收後可配成福爾馬林試劑，亦可作為鍋爐熱源進行焚燒。通過回收甲醛使資源得到可持續利用，並且4～5年內可將該處理站的投資費用收回，實現了環境效益和經濟效益的統一。但一般來說，制葯廢水成分復雜，不易回收，且回收流程復雜，成本較高。因此，先進高效的制葯廢水綜合治理技術是徹底解決污水問題的關鍵。
四、結語
關於處理制葯廢水的研究已有不少報道，但由於制葯行業原料及工藝的多樣性，排放的廢水水質千差萬別，所以制葯廢水並沒有成熟統一的治理方法，具體選擇哪種工藝路線取決於廢水的性質。根據該廢水的特點，一般應通過預處理以提高廢水的可生化性並初步去除污染物，再結合生化處理。目前，開發經濟、有效的復合水處理單元是亟待解決的問題。同時，應加強清潔生產的研究，並在處理前期考慮廢水是否有回收利用的價值和適當的途徑，以達到經濟效益和環境效益的統一。
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⑶ 如何調整生化工藝流程降低總氮

生化系統降總氮可在反硝化階段增加HDN-FT反硝化脫氮設備，脫氮效率高且，正常運行脫氮負荷1kg N/m³•d，出水總氮穩定達標。

⑷ 如何解決廢水中的總氮

解決廢水中的總氮
1、可通過生化去除，缺氧好氧聯用，控制好迴流比，若總氮較高專，需屬補加鹼度，若碳氮比較低，需補加碳源;
2、若總氮有約500ppm以上，且主要為氨氮，可吹脫氨氮或折點加氯脫氨後再進生化;若主要為硝酸根，則只能通過生化去除;
3、若硝酸鹽極高約1000ppm以上，考慮加硝酸回收設備，去除硝酸根後再做末端處理;

⑸ 污泥處理污水中如何去除氨氮

根據廢水中氨氮濃度的不同，可將廢水分為3類：

高濃度氨氮廢水（NH3-N>500mg/l）；

中等濃度氨氮廢水（NH3-N：50-500mg/l）；

低濃度氨氮廢水（NH3-N<50mg/l）。

然而高濃度的氨氮廢水對微生物的活性有抑製作用，制約了生化法對其的處理應用和效果，同時會降低生化系統對有機污染物的降解效率，從而導致處理出水難以達到要求。

去除氨氮的主要方法有：物理法、化學法、生物法。物理法有反滲透、蒸餾、土壤灌溉等處理技術；化學法有離子交換、氨吹脫、折點加氯、焚燒、化學沉澱、催化裂解、電滲析、電化學等處理技術；生物法有藻類養殖、生物硝化、固定化生物技術等處理技術。

目前比較實用的方法有：折點加氯法、選擇性離子交換法、氨吹脫法、生物法以及化學沉澱法。

1．折點氯化法除氨氮

折點氯化法是將氯氣或次氯酸鈉通入廢水中將廢水中的NH3-N氧化成N2的化學脫氮工藝。當氯氣通入廢水中達到某一點時水中游離氯含量最低，氨的濃度降為零。當氯氣通入量超過該點時，水中的游離氯就會增多。因此該點稱為折點，該狀態下的氯化稱為折點氯化。處理氨氮廢水所需的實際氯氣量取決於溫度、pH值及氨氮濃度。氧化每克氨氮需要9～10mg氯氣。pH值在6～7時為最佳反應區間，接觸時間為0.5～2小時。

折點加氯法處理後的出水在排放前一般需要用活性碳或二氧化硫進行反氯化，以去除水中殘留的氯。1mg殘留氯大約需要0.9～1.0mg的二氧化硫。在反氯化時會產生氫離子，但由此引起的pH值下降一般可以忽略，因此去除1mg殘留氯只消耗2mg左右（以CaCO3計）。折點氯化法除氨機理如下：

Cl2+H2O→HOCl+H++Cl-

NH4++HOCl→NH2Cl+H++H2O

NHCl2+H2O→NOH+2H++2Cl-

NHCl2+NaOH→N2+HOCl+H++Cl-

折點氯化法最突出的優點是可通過正確控制加氯量和對流量進行均化，使廢水中全部氨氮降為零，同時使廢水達到消毒的目的。對於氨氮濃度低（小於50mg/L）的廢水來說，用這種方法較為經濟。為了克服單獨採用折點加氯法處理氨氮廢水需要大量加氯的缺點，常將此法與生物硝化連用，先硝化再除微量殘留氨氮。氯化法的處理率達90%～100%，處理效果穩定，不受水溫影響，在寒冷地區此法特別有吸引力。投資較少，但運行費用高，副產物氯胺和氯化有機物會造成二次污染，氯化法只適用於處理低濃度氨氮廢水。

2．選擇性離子交換化除氨氮

離子交換是指在固體顆粒和液體的界面上發生的離子交換過程。離子交換法選用對NH4+離子有很強選擇性的沸石作為交換樹脂，從而達到去除氨氮的目的。沸石具有對非離子氨的吸附作用和與離子氨的離子交換作用，它是一類硅質的陽離子交換劑，成本低，對NH4+有很強的選擇性,能成功地去除原水和二級出水中的氨氮。

沸石離子交換與pH的選擇有很大關系，pH在4～8的范圍是沸石離子交換的最佳區域。當pH＜4時，H+與NH4+發生競爭；當pH＞8時，NH4+變為NH3而失去離子交換性能。用離子交換法處理含氨氮10～20mg/L的城市污水，出水濃度可達1mg/L以下。離子交換法具有工藝簡單、投資省去除率高的特點，適用於中低濃度的氨氮廢水（＜500mg/L），對於高濃度的氨氮廢水會因樹脂再生頻繁而造成操作困難。但再生液為高濃度氨氮廢水，仍需進一步處理。

3．空氣吹脫法與汽提法除氨氮

空氣吹脫法是將廢水與氣體接觸，將氨氮從液相轉移到氣的方法。該方法適宜用於高濃度氨氮廢水的處理。吹脫是使水作為不連續相與空氣接觸，利用水中組分的實際濃度與平衡濃度之間的差異，使氨氮轉移至氣相而去除廢水中的氨氮通常以銨離子（NH4+）和游離氨（NH3）的狀態保持平衡而存在。將廢水pH值調節至鹼性時，離子態銨轉化為分子態氨，然後通入空氣將氨吹脫出。吹脫法除氨氮，去除率可達60%～95%，工藝流程簡單，處理效果穩定，吹脫出的氨氣用鹽酸吸收生成氯化銨可回用於純鹼生產作母液，也可根據市場需求，用水吸收生產氨水或用硫酸吸收生產硫酸銨副產品，未收尾氣返回吹脫塔中。但水溫低時吹脫效率低，不適合在寒冷的冬季使用。用該法處理氨氮時，需考慮排放的游離氨總量應符合氨的大氣排放標准，以免造成二次污染。低濃度廢水通常在常溫下用空氣吹脫，而煉鋼、石油化工、化肥、有機化工、有色金屬冶煉等行業的高濃度廢水則常用蒸汽進行吹脫。該方法比較適合處理高濃度氨氮廢水，但吹脫效率影響因子多，不容易控制，特別是溫度影響比較大，在北方寒冷季節效率會大大降低，現在許多吹脫裝置考慮到經濟性，沒有回收氨，直接排放到大氣中，造成大氣污染。

汽提法是用蒸汽將廢水中的游離氨轉變為氨氣逸出，處理機理與吹脫法一樣是一個傳質過程，即在高pH值時，使廢水與氣體密切接觸，從而降低廢水中氨濃度的過程。傳質過程的推動力是氣體中氨的分壓與廢水中氨的濃度相當的平衡分壓之間的差。延長氣水間的接觸時間及接觸緊密程度可提高氨氮的處理效率，用填料塔可以滿足此要求。塔的填料或充填物可以通過增加浸潤表面積和在整個塔內形成小水滴或生成薄膜來增加氣水間的接觸時間汽提法適用於處理連續排放的高濃度氨氮廢水，操作條件與吹脫法類似，對氨氮的去除率可達97%以上。但汽提塔內容易生成水垢，使操作無法正常進行。

吹脫和汽提法處理廢水後所逸出的氨氣可進行回收：用硫酸吸收作為肥料使用；冷凝為1%的氨溶液。

4．生物法除氨氮

生物法去除氨氮是指廢水中的氨氮在各種微生物的作用下，通過硝化和反硝化等一系列反應，最終形成氮氣，從而達到去除氨氮的目的。生物法脫氮的工藝有很多種，但是機理基本相同。都需要經過硝化和反硝化兩個階段。

硝化反應是在好氧條件下通過好氧硝化菌的作用將廢水中的氨氮氧化為亞硝酸鹽或硝酸鹽，包括兩個基本反應步驟：由亞硝酸菌參與的將氨氮轉化為亞硝酸鹽的反應。由硝酸菌參與的將亞硝酸鹽轉化為硝酸鹽的反應。亞硝酸菌和硝酸菌都是自養菌，它們利用廢水中的碳源，通過與NH3-N的氧化還原反應獲得能量。反應方程式如下：

亞硝化：2NH4++3O2→2NO2-+2H2O+4H+

硝化：2NO2-+O2→2NO3-

硝化菌的適宜pH值為8.0～8.4，最佳溫度為35℃，溫度對硝化菌的影響很大，溫度下降10℃，硝化速度下降一半；DO濃度：2～3mg/L；BOD5負荷：0.06-0.1kgBOD5/(kgMLS•d)；泥齡在3～5天以上。

在缺氧條件下，利用反硝化菌（脫氮菌）將亞硝酸鹽和硝酸鹽還原為氮氣而從廢水中逸出由於兼性脫氮菌（反硝化菌）的作用，將硝化過程中產生的硝酸鹽或亞硝酸鹽還原成N2的過程，稱為反硝化。反硝化過程中的電子供體是各種各樣的有機底物（碳源）。以甲醇為碳源為例，其反應式為：

6NO3-+2CH3OH→6NO2-+2CO2+4H2O

6NO2-+3CH3OH→3N2+3CO2+3H2O+6OH-

反硝化菌的適宜pH值為6.5～8.0；最佳溫度為30℃，當溫度低於10℃時，反硝化速度明顯下降，而當溫度低至3℃時，反硝化作用將停止；DO濃度＜0.5mg/L；BOD5/TN＞3～5。生物脫氮法可去除多種含氮化合物，總氮去除率可達70%～95%，二次污染小且比較經濟，因此在國內外運用最多。其缺點是佔地面積大，低溫時效率低。

常見的生物脫氮流程可以分為3類：

⑴多級污泥系統

多級污泥系統通常被稱為傳統的生物脫氮流程。此流程可以得到相當好的BOD5去除效果和脫氮效果，其缺點是流程長，構築物多，基建費用高，需要外加碳源，運行費用高，出水中殘留一定量甲醇；

⑵單級污泥系統

單級污泥系統的形式包括前置反硝化系統、後置反硝化系統及交替工作系統。前置反硝化的生物脫氮流程，通常稱為A/O流程。與傳統的生物脫氮工藝流程相比，該工藝特點：流程簡單、構築物少，只有一個污泥迴流系統和混合液迴流系統，基建費用可大大節省；將脫氮池設置在缺氧池，降低運行費用；好氧池在缺氧池後，可使反硝化殘留的有機污染物得到進一步去除，提高出水水質；缺氧池在前，污水中的有機碳被反硝化菌所利用，可減輕其後好氧池的有機負荷。此外，後置式反硝化系統，因為混合液缺乏有機物，一般還需要人工投加碳源，但脫氮的效果高於前置式，理論上可接近100%的脫氮效果。交替工作的生物脫氮流程主要由兩個串聯池子組成，通過改換進水和出水的方向，兩個池子交替在缺氧和好氧的條件下運行。它本質上仍是A/O系統，但利用交替工作的方式，避免了混合液的迴流，其脫氮效果優於一般A/O流程。其缺點是運行管理費用較高，必須配置計算機控制自動操作系統；

⑶生物膜系統

將上述A/O系統中的缺氧池和好氧池改為固定生物膜反應器，即形成生物膜脫氮系統。此系統中應有混合液迴流，但不需污泥迴流，在缺氧的好氧反應器中保存了適應於反硝化和好氧氧化及硝化反應的兩個污泥系統。

常規生物處理高濃度氨氮廢水是要存在以下條件：

為了能使微生物正常生長，必須增加迴流比來稀釋原廢水；

硝化過程不僅需要大量氧氣，而且反硝化需要大量的碳源，一般認為COD/TKN至少為9。

5．化學沉澱法除氨氮

化學沉澱法是根據廢水中污染物的性質，必要時投加某種化工原料，在一定的工藝條件下（溫度、催化劑、pH值、壓力、攪拌條件、反應時間、配料比例等等）進行化學反應，使廢水中污染物生成溶解度很小的沉澱物或聚合物，或者生成不溶於水的氣體產物，從而使廢水凈化，或者達到一定的去除率。

化學沉澱法處理NH3-N主要原理是NH4+、Mg2+、PO43-在鹼性水溶液中生成沉澱。在氨氮廢水中投加化學沉澱劑Mg(OH)2、H3PO4與NH4+反應生成MgNH4PO4•6H2O（鳥糞石）沉澱，該沉澱物經造粒等過程後，可開發作為復合肥使用。整個反應的pH值的適宜范圍為9～11。pH值＜9時，溶液中PO43－濃度很低，不利於MgNH4PO4•6H2O沉澱生成，而主要生成Mg(H2PO4)2；如果pH值>11，此反應將在強鹼性溶液中生成比MgNH4PO4•6H2O更難溶於水的Mg3(PO4)2的沉澱。同時，溶液中的NH4+將揮發成游離氨，不利於廢水中氨氮的去除。利用化學沉澱法，可使廢水中氨氮作為肥料得以回收。

⑹ 物化法處理印染廢水的研究進展

我國是印染紡織第一大國，而印染行業又是工業廢水排放大戶，據不完全統計，全國印染廢水每天排放量為3.0×106~4.0×106t。印染廢水具有水量水質變化大、有機污染物含量高、色度深、pH波動大等特點，過去常採用成本較低的生化法處理即可滿足較低的排放標准。
1處理印染廢水的物理方法
常用的處理印染廢水的物理方法主要包括吸附、混凝、膜處理等。通常地，吸附和膜處理技術作為生物處理的深度處理技術;而混凝技術視具體情況可以放在生物處理工段的前面，也可以放在後面。這些技術都可取得較好的效果。不過一般來說此類技術只是對廢水中的污染物進行了相間轉移，並沒有從根本上消除污染，而且相應材料消耗較大，增加了處理成本，限制了大范圍的推廣應用。
1.1吸附法
當印染廢水與多孔性物質混合或通過由其顆粒組成的濾床時，污染物就會進入多孔物質的孔隙內或者是黏附在表面而被除去。吸附法適用於低濃度印染廢水，多用於深度處理。應用最多的吸附劑是活性炭，但單獨採用活性炭吸附處理印染廢水的成本很高。
近些年來研究的重點主要在於尋找開發新型廉價易得的吸附劑，並對其進行改性來提高吸附性能，其種類和主要性能如表1所示。
1.2混凝法
混凝工藝流程簡單，操作管理方便。但由於染料品種繁多，單一混凝劑難以適應成分復雜的印染廢水，因此開發新型高效無毒混凝劑，對現有葯劑進行改性，爭取做到一劑多用是目前該技術發展的趨勢。
目前常用的絮凝劑包括無機絮凝劑、有機絮凝劑及生物絮凝劑。無機絮凝劑主要有鋁鹽、鐵鹽等低分子混凝劑以及聚合氯化鋁(PAC)、聚合硫酸鐵等高分子混凝劑。傳統的鋁鹽混凝一直佔主導地位，其絮體小、形態穩定，對大部分染料廢水處理效果比較理想，但反應較慢，受溫度影響較大且有毒性;鐵
鹽反應快、絮體大、易失穩沉澱，對疏水性染料脫色效率高，但對親水性染料脫色不理想，投加量不當會使水體呈現黃色，COD去除率低。有人圍繞著鐵磁性物質展開研究，通過磁種混凝使非磁性污染物獲得磁性，實現磁分離來縮短時間。D.Pak等〔1〕將煉鋼過程中產生的廢渣粉碎(其成分中含有磁性鐵氧化物)來處理紡織廢水，沉降速度較FeCl3或PAC大10倍，對色度、SS、TOC、COD、總氮和總磷的去除率都較高;賈宏藝等〔2〕利用磁性納米Fe3O4顆粒的超順磁特性，在外加磁場的作用下將磁顆粒、亞鐵鹽及有機物形成的混凝體迅速沉降下來，COD去除率較只投加亞鐵鹽時高15%。
有機高分子絮凝劑較無機絮凝劑絮凝速度快且穩定，用量少，受共存鹽類、pH及溫度影響小，產生的殘渣也較少，因此應用前景更加廣泛。主要品種有聚丙烯醯胺、聚丙烯酸、聚二甲基二烯丙基氯化銨、聚胺等，由於合成高分子有毒性，因而天然無毒的高分子絮凝劑如殼聚糖日益受到重視。但殼聚糖只能溶解於弱酸性溶液，溶解度較小，在殼聚糖分子上引入基團對其進行改性，增強殼聚糖的螯合能力已經成為必然趨勢。劉運學等〔3〕對比了羧甲基殼聚糖和殼聚糖對某毛巾廠印染廢水的混凝處理效果，在相同工藝條件下前者得到的脫色率和COD去除率都優於後者。
近些年生物絮凝劑發展迅猛，其對水中膠體和懸浮物具有絮凝作用，且無二次污染，具有高效、無毒、絮凝對象廣泛、脫色效果獨特等優點，但是成本較高，技術上還存在一些問題。
1.3膜分離
膜分離技術由於無相變、設備簡單、操作方便等優點，迅速發展日趨成熟並已形成工業化規模，但不適宜直接處理印染廢水，否則極容易造成嚴重的膜污染且難以再生;膜分離技術多用於深度處理，降低和去除殘存的有機物、色度並脫除無機鹽分，分離前段工藝中形成的微生物、絮凝物或是投加的固體催化劑，與其他技術聯用的效果極好，出水可以達到回用標准。叢利澤等〔4〕採用混凝沉澱法對COD高達2500mg/L，色度高達10000倍的印染廢水進行預處理，後接膜生物反應器與納濾膜分離系統組合工藝，處理後COD降到30mg/L，NH3-N降到8mg/L，色度為0，其中納濾膜主要分離色素等生物難降解小分子物質。浙江某公司〔5〕採用超濾-反滲透聯用處理印染廢水，超濾可去除部分有機物及色度，更主要是去除可能污堵反滲透膜的膠體、細菌、病毒等雜質，延長了反滲透膜的清洗周期和壽命;反滲透可去除98%的鹽分，完全去除硬度，同時對COD、色度也具有極高的去除作用，出水完全達到純水標准。
2化學氧化方法
化學氧化能夠使印染廢水中的有機染料發生化學反應而被分解，常用的氧化劑包括O2、O3、ClO2、H2O2、新生態MnO2等。這些氧化劑都能與染料發生氧化還原反應，但由於成本高或效率低導致費用昂貴，於是人們紛紛添加催化劑來提高其氧化性能，通過產生氧化活性更高的˙OH來提高其氧化能力。印染廢水中染料的顏色來源於染料分子的共扼體系—含不飽和基團—N=N—、C=C、—N=O、C=O、C=S—、—CH=N—等的發色體〔6〕。˙OH的標准氧化電位高達2.8eV，是除元素氟以外最強的氧化劑，能夠有效打破共扼體系結構，使之變成無色的有機分子，無選擇地將絕大多數有機物徹底氧化成CO2、H2O和其他無機物。
2.1光化學氧化法
光化學氧化印染廢水不受鹽離子種類、有機物濃度和pH波動的影響，無二次污染，操作條件溫和。利用紫外光照射在TiO2的表面產生˙OH進而氧化有機污染物是當前實驗室內最主要的方法，但對於色度較高的印染廢水由於光透過性較差而使處理效果不夠理想。
於是研究重點正在從利用紫外光的光催化氧化向利用可見光的光敏化氧化轉變。因為染料本身就是一種光敏化劑，能夠被可見光激發向TiO2轉移電子，形成的導帶電子被水中的氧捕獲，進而形成˙O2-和˙OH，這樣協助催化劑被間接激發，從而擴大了可利用光的波長范圍，甚至可以直接利用太陽光，極大地降低了處理成本。在實驗室內採取的措施有：改變光收集裝置透鏡聚焦〔7〕、復式拋物線集光器〔8〕、鍍發光劑〔9〕、聯合類Fenton技術〔8-10〕等，這些都得到了良好的處理效果。在突尼西亞佔地50m2的光敏化氧化工藝中試裝置的運行結果表明，太陽光能夠去除難降解有機物和色度〔11〕，甚至較實驗室內有更高的效率(量子產率達15%)，並提高了廢水的可生化性，這在陽光充沛的地區具有極大的意義，只是太陽光的光效率過低，使得處理設施佔地面積龐大。
2.2電化學氧化法
關於電化學氧化的研究主要集中在對電極的改進上，以提高電極材料的催化性能，提高電流效率降低能耗。溫軼等〔12〕以碳納米管電催化電極做陽極，不銹鋼片為陰極分解處理含活性艷紅X-3B的模擬印染廢水，在酸性條件下當電流密度為20mA/cm2時可以有效電催化氧化有機染料。A.Sakalis等〔13〕以鈮/硼摻雜金剛石為陽極來處理4種偶氮染料，與Pt/Ti相比，電耗更低，效率更高，脫色率高達90%。A.Koparal等〔14〕利用硼摻雜金剛石拉西環形陽極在雙極滴流塔反應器中處理鹼性紅29，其分解率達99%，最優的條件下脫色率和COD去除率分別為97.2%和91%，而電流密度僅1mA/cm2。
實際印染廢水往往含有大量無機鹽類，導電性較強，無需額外投加電解質。研究表明，當廢水中含有鹵化物時電解效率會提高，其中NaCl影響最大，不僅能降低電耗，利於絮凝，還能在陽極形成ClO-繼續氧化。A.Sakalis等〔15〕還發現Na2SO4也有相似效果可生成S2O32-，但效果沒有NaCl明顯。
另外通過電解產生的O2或是外界提供的O2還可以在陰極上還原產生H2O2，類似與Fenton試劑聯用。JunshuiChen等〔16〕將Fe2+換成Co2+，獲得了更強的催化能力，對溴鄰苯三酚紅的分解更加迅速。
電化學方法處理印染廢水快速高效，優點眾多，但由於價格昂貴，實際應用並不多，目前著重在對微觀機理、中間產物及其毒性的研究。
2.3濕式氧化法
濕式氧化法(WAO)是在高溫高壓條件下，利用溶解的氧氣將廢水中有機物氧化的方法。該工藝操作條件苛刻，對反應器要求嚴格，且停留時間較長。旨在降低反應溫度和壓力的濕式催化氧化技術(CWAO)近年來受到廣泛的重視和研究。
如何使反應條件變得更加溫和是濕式催化氧化工藝的關鍵。有人投加H2O2、O3等氧化性物質來降低操作條件，也有人制備高效催化劑嘗試在常壓較低溫度下處理染料溶液。Sung-ChulKim等〔17〕以10gAl-Cu柱狀黏土催化H2O2處理1000mg/L的活性藍19溶液，常壓、80℃下，20min內可完全將其去除，還抑制了Cu的溶出。YanLiu等〔18〕在常溫常壓下向500mg/L的甲基橙模擬染料廢水通入空氣2.5h，採用Fe2O3-CeO2-TiO2/γ-Al2O3作為催化劑，脫色率、COD去除率和TOC去除率分別可達98.09%、97.50%和97.08%;HongzhuMa等〔19〕在常壓、35℃、pH=5的條件下，用CuO-MoO3-P2O5催化氧氣處理300mg/L的甲基橙溶液，脫色率僅有55%，而在相同條件下亞甲基藍10min的脫色率就可達99.26%。
2.4Fenton法
Fenton試劑是由H2O2與Fe2+混合組成的氧化體系，H2O2在酸性條件下(一般pH<3.5)被Fe2+或Fe3+催化分解產生高活性的˙OH和˙O2H，同時Fe離子還具有絮凝作用。W.Bae等〔20〕採用Fenton法處理印染紡織廢水時發現Fe離子絮凝的效果遠大於自由基的氧化作用。此技術去除效率高，易操作，但是酸性的反應環境會造成設備腐蝕，因此在排放前須進行中和處理，且出水中Fe2+排放濃度高。李紹鋒等〔21〕採用Fenton試劑對9種活性染料所配水樣進行處理，pH在3～5之間，Fenton試劑對9種染料的降解效果均較好，色度去除率達90%以上，COD去除率在40%～80%之間。反應後的UV-VIS吸收光譜區已無N=N雙鍵及芳香結構的特徵
吸收，說明染料分子中此部分結構已被Fenton試劑徹底破壞。單獨採用Fenton試劑氧化印染廢水中的有機物時H2O2的消耗量過大，處理成本高，一般需與其他技術聯用。近年來有人在Fenton工藝里引入紫外〔20〕、草酸鹽等或是固定催化劑〔22-24〕，可進一步增強其氧化能力、擴大適用的pH范圍和抑制Fe的溶出。JiyunFeng等〔25〕把Fe塗在斑脫土上作為光Fenton催化劑氧化偶氮染料OrangeⅡ，脫色率100%，TOC去除率達50%~60%。A.Durán等〔8〕對比了光Fenton技術在投加草酸鹽與否時處理活性藍4溶液的效果，發現前者有助於創造低pH氛圍，提高了反應速率，且COD、TOC的去除率都優於後者。
2.5微波誘導催化氧化法
微波是指波長為1mm~1m、頻率為300~300000MHz的一種電磁波。在液體中微波能使極性分子高速旋轉，產生熱效應;許多磁性物質如過渡金屬及其化合物、活性炭等對微波有很強的吸收能力，常作為誘導化學反應的催化劑，當受微波輻射時不均勻的表面會產生許多「熱點」，其能量比其他部位高得多，誘導產生高能電子輻射、臭氧氧化、紫外光解和非平衡態等離子體等多種反應，可以產生高溫並形成活性氧化物質，從而使有機物直接分解或將大分子有機物轉變成小分子有機物。
張國宇等〔26〕以顆粒活性炭為催化劑微波誘導氧化雅格素紅BF-3B150%染料廢水，較單獨使用微波氧化和活性炭吸附兩者時都具有明顯的優越性，最優條件下色度和COD去除率分別為99.6%、96.8%。微波輻射能有效解吸活性炭表面的有機物，使活性炭再生並有利於有機物的消解和回收再利用。但是活性炭的機械強度較差，微波、高溫及水力擾動都會使其結構受到破壞甚至破碎，從而影響了其催化活性和壽命。近些年來所使用的催化劑逐漸轉到金屬及其化合物，例如張惠靈等〔27〕用CuO/γ-Al2O3替換活性炭，效果明顯，當摻雜CeO2後脫色率又提高30%，還延長了催化劑的使用壽命;洪光等〔28〕以改性氧化鋁誘導微波氧化處理雅格素藍BF-BR染料，催化活性和使用壽命均優於顆粒活性炭。
2.6超聲催化氧化法
超聲處理效果不受溶液色度影響，並可能實現完全褪色和100%礦化。超聲空化能在液體中產生局部高溫高壓、高剪切力，誘使水分子及染料分子裂解產生˙OH自由基，另外溶解在溶液中的N2和O2也可以發生自由基裂解反應產生˙N和˙O自由基，進一步引發各種反應，使水中有機物礦化成無機物或轉換成易生物降解的小分子化合物，還有可能促進絮凝。由於超聲波產生的自由基濃度有限，能量轉化率低，效果並不理想〔29〕，目前多使用催化劑〔30〕或者與其他氧化技術聯用來提高效率。A.Maezawa等〔31〕發現超聲提高了光催化分解酸性橙52的效率和TOC的去除率，並且不受Cl-的影響，可能是超聲波增加了催化劑的表面積，提高了傳質速度，同時在催化劑表面生成的H2O2有利於產生˙OH。Ki-TaekByun等〔32〕在多泡聲致發光條件下30min內去除亞甲基藍，較普通TiO2催化UV快得多，但同時證實了微氣泡在崩潰瞬間發出的光對染料的氧化幾乎不起作用。JianhuiSun等〔33〕研究表明超聲可以顯著增加低Fe2+濃度的Fenton試劑氧化酸性黑1的能力，最適條件下30min去除率達到98.83%，避免了普通Fenton含鐵污泥的問題。G.Tezcanli-Güyer等〔34〕發現超聲對O3和UV有催化作用，可以提高O3的傳質，同時在催化劑表面生成的H2O2有利於產生˙OH，當3種方法協同作用時，酸性紅7的分解速率大大提高。
符德學等〔35〕採用超聲協同鈦鐵雙陽極電解體系氧化含有鹼性湖藍5B的印染度水，集超聲空化、陽極催化氧化、電生自由基氧化和電絮凝等技術於一體，COD去除率達到90.2%，脫色率達到98.3%。
3結束語
上述方法用來處理印染廢水各有優劣，物理法總體上處理成本較高，其中的吸附法和膜分離技術適合於作為深度處理技術;化學氧化處理效率高、二次污染較少，越來越受到青睞，但直接用於生產則費用昂貴，這限制了這些高效技術的實際應用。比較有效的處理工藝是將化學氧化技術與生化技術結合，充分發揮各自的優勢，通過物化處理減少印染廢水的生物毒性，提高可生化性，再採用處理成本較低的生化法進一步處理。吸附法和膜分離技術作為出水要求嚴格的工藝或回用水技術較為合適。
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⑻ 垃圾滲濾液處理工藝

城市垃圾填埋場滲濾液的處理一直是填埋場設計、運行和管理中非常棘手的問題。滲濾液是液體在填埋場重力流動的產物，主要來源於降水和垃圾本身的內含水。由於液體在流動過程中有許多因素可能影響到滲濾液的性質，包括物理因素、化學因素以及生物因素等，所以滲濾液的性質在一個相當大的范圍內變動。一般來說，其pH值在4～9之間，COD在2000～62000mg/L的范圍內，BOD5從60～45000mg/L，重金屬濃度和市政污水中重金屬的濃度基本一致。城市垃圾填埋場滲濾液是一種成分復雜的高濃度有機廢水，若不加處理而直接排入環境，會造成嚴重的環境污染。以保護環境為目的，對滲濾液進行處理是必不可少的。�

1 滲濾液處理工藝的現狀

��垃圾滲濾液的處理方法包括物理化學法和生物法。物理化學法主要有活性炭吸附、化學沉澱、密度分離、化學氧化、化學還原、離子交換、膜滲析、氣提及濕式氧化法等多種方法，在COD為2000～4000�mg/L時，物化方法的COD去除率可達50%～87%。和生物處理相比，物化處理不受水質水量變動的影響，出水水質比較穩定，尤其是對BOD5/COD比值較低(0.07～0.20)難以生物處理的垃圾滲濾液，有較好的處理效果。但物化方法處理成本較高，不適於大水量垃圾滲濾液的處理，因此目前垃圾滲濾液主要是採用生物法。

��生物法分為好氧生物處理、厭氧生物處理以及二者的結合。好氧處理包括活性污泥法、曝氣氧化池、好氧穩定塘、生物轉盤和滴濾池等。厭氧處理包括上向流污泥床、厭氧固定化生物反應器、混合反應器及厭氧穩定塘。�

2 滲濾液處理介紹

��垃圾滲濾液具有不同於一般城市污水的特點：BOD5和COD濃度高、金屬含量較高、水質水量變化大、氨氮的含量較高，微生物營養元素比例失調等。在滲濾液的處理方法中，將滲濾液與城市污水合並處理是最簡便的方法。但是填埋場通常遠離城鎮，因此其滲濾液與城市污水合並處理有一定的具體困難，往往不得不自己單獨處理。常用的處理方法如下。�

2.1 好氧處理

��用活性污泥法、氧化溝、好氧穩定塘、生物轉盤等好氧法處理滲濾液都有成功的經驗，好氧處理可有效地降低BOD5、COD和氨氮，還可以去除另一些污染物質如鐵、錳等金屬。在好氧法中又以延時曝氣法用得最多，還有曝氣穩定塘和生物轉盤(主要用以去除氮)。下面將分別予以介紹。�

2.1.1 活性污泥法�

2.1.1.1 傳統活性污泥法

�滲濾液可用生物法、化學絮凝、炭吸附、膜過濾、脂吸附、氣提等方法單獨或聯合處理，其中活性污泥法因其費用低、效率高而得到最廣泛的應用。美國和德國的幾個活性污泥法污水處理廠的運行結果表明，通過提高污泥濃度來降低污泥有機負荷，活性污泥法可以獲得令人滿意的垃圾滲濾液處理效果。例如美國賓州Fall Township污水處理廠，其垃圾滲濾液進水的CODCr為�6000～21000�mg/L，BOD5為�3000～13000�mg/L，氨氮為200～2000�mg/L。曝氣池的污泥濃度(MLVSS)為�6000～12000mg/L，是一般污泥濃度的3～6倍。在體積有機負荷為1.87kgBOD5/(m3·d)時，F/M為0.15～0.31kgBOD5/(kgMLSS·d)，BOD5 的去除率為97%；在體積有機負荷為0.3kgBOD5/(m3·d)時，F/M為0.03～0.05kg BOD5/(kgMLSS·d)，BOD5的去除率為92%。該廠的數據說明，只要適當提高活性污泥法濃度，使�F/M在0.03～0.31kgBOD5/(kgMLSS·d)之間(不宜再高)，採用活性污泥法能夠有效地處理垃圾滲濾液。

�許多學者也發現活性污泥能去除滲濾液中99%的BOD5，80%以上的有機碳能被活性污泥去除，即使進水中有機碳高達1000mg/L，污泥生物相也能很快適應並起降解作用。在低負荷下運行的活性污泥系統，能去除滲濾液中80%～90%的COD，出水BOD5＜20mg/L。對於COD� 4000～13000�mg/L、BOD51600～11000mg/L、NH3－N 87～590mg/L的滲濾液，混合式好氧活性污泥法對COD的去除率可穩定在90%以上。眾多實際運行的垃圾滲濾液處理系統表明，活性污泥法比化學氧化法等其它方法的處理效果更佳。�

2.1.1.2 低氧�好氧活性污泥法

�低氧�好氧活性污泥法及SBR法等改進型活性污泥流程，因其具有能維持較高運轉負荷，耗時短等特點，比常規活性污泥法更有效。同濟大學徐迪民等用低氧�好氧活性污泥法處理垃圾填埋場滲濾液，試驗證明：在控制運行條件下，垃圾填埋場滲濾液通過低氧�好氧活性污泥法處理，效果卓越。最終出水的平均CODCr、BOD5、SS分別從原來的�6466� mg/L、3502�mg/L以及239.6mg/L相應降低到CODCr＜300mg/L、BOD5＜50mg/L(平均為13.3mg/L)以及SS＜100mg/L(平均為27.8mg/L)。總去除率分別為CODCr 96.4%、BOD5 99.6%、SS 83.4%。

�處理後的出水若進一步用鹼式氯化鋁進行化學混凝處理，可使出水的CODCr下降到1 00mg/L以下。

�兩段法處理滲濾液的氮、磷也均較一般生物法為佳。磷的平均去除率為90.5%；氮的平均去除率為67.5%。此外該法運行彌補厭氧�好氧兩段生物處理法第一段形成NH3－N較多，導致第二段難以進行和兩次好氧處理歷時太長的不足。�

2.1.1.3 物化活性污泥復合處理系統

�由於滲濾水中難以降解的高分子化合物所佔的比例高，存在的重金屬產生的抑製作用，所以常用生物法和物理�化學法相結合的復合系統來處理垃圾滲濾液。對於BOD5�1500m g/L、Cl－800mg/L、硬度(以CaCO3計)800mg/L、總鐵600mg/L、有機氮100mg/L、TSS 300mg/L、 SO2-4300mg/L的滲濾液，有學者採用該方法進行處理，發現效果很好，其BOD5 、COD、NH3－N、Fe的去除率分別達99%、95%、90%、99.2%。該系統中的進水通過調節池後，可以避免毒性物質出現瞬時的高濃度而對活性污泥生物產生抑製作用；在澄清池中加入石灰，可去除重金屬和部分有機質；氣提池(進行曝氣，溫度低時加入NaOH)能去除進水NH3－N的50%，從而使NH3的濃度處於抑制水平之下；由於廢水中磷被加入的石灰所沉澱，且 pH值過高，因而需添加磷和酸性物質；活性污泥系統可以串聯或並聯使用，運行時可通過調節迴流污泥比來選用常規法或延時曝氣法處理，具有較大的操作靈活性。�

2.1.2 曝氣穩定塘

�與活性污泥法相比，曝氣穩定塘體積大，有機負荷低，盡管降解進度較慢，但由於其工程簡單，在土地不貴的地區，是最省錢的垃圾滲濾液好氧生物處理方法。美國、加拿大、英國、澳大利亞和德國的小試、中試及生產規模的研究都表明，採用曝氣穩定塘能獲得較好的垃圾滲濾液處理效果。

�例如英國在Bryn Posteg Landfill投資60000英鎊建立一座1000m3的曝氣氧化塘，設2台表面曝氣裝置，最小水力停留時間為10d，氧化塘出水經沉澱後流經3km長的管道入城市下水道。此系統1983年開始運行，滲濾液最大CODCr為24000mg/L，最大BOD5為�10000�mg/L，F/M＝0.05～0.3kgCOD/(kgMLSS·d)，水量變化范圍0～150m3/d，出水BOD5平均為 24mg/L，但偶然有超過50mg/L的時候，COD去除率達97%，但在運行過程中需投加P，考慮到日常運行費用，投資償還及其利息，與滲濾液直接排至市政管網相比，每年可節約750英鎊。

�英國水研究中心(Water Research Center)對東南部New Park Landfill的CODCr＞ 15000mg/L的滲濾液也做了曝氣穩定塘的中試，當負荷為0.28～0.32kgCOD/(kgMLSS·d)或者說為0.04～0.64kgCOD/(kgMLSS·d)，泥齡為10d時，COD和BOD5去除率分別為98%和91%以上。在運行過程中也需要投加磷酸。�

2.1.3 生物膜法

�與活性污泥法相比，生物膜法具有抗水量、水質沖擊負荷的優點，而且生物膜上能生長世代時間較長的微生物，如硝化菌之類。加拿大British Columbia大學的C.Peddie和J.Atwater用直徑0.9m的生物轉盤處理CODCr＜�1 000�mg/L，NH3－N＜50m g/L的弱性滲濾液，其出水BOD5＜25mg/L，當溫度回升，微生物的硝化能力隨即恢復。但是應當指出，這種滲濾液的性質與城市污水相近，對於較強的滲濾液此方法是否適用還待研究。�

2.2 厭氧生物處理

�厭氧生物處理的有目的運用已有近百年的歷史。但直到近20年來，隨著微生物學、生物化學等學科發展和工程實踐的積累，不斷開發出新的厭氧處理工藝，克服了傳統工藝的水力停留時間長，有機負荷低等特點，使它在理論和實踐上有了很大進步，在處理高濃度(BOD5 ≥2000�mg/L)有機廢水方面取得了良好效果。

�厭氧生物處理有許多優點，最主要的是能耗少，操作簡單，因此投資及運行費用低廉，而且由於產生的剩餘污泥量少，所需的營養物質也少，如其BOD5/P只需為4000∶1，雖然滲濾液中P的含量通常少於1mg/L，但仍能滿足微生物對P的要求。用普通的厭氧硝化，35℃ 、負荷為1kgCOD/(m3·d)，停留時間10d，滲濾液中COD去除率可達90%。

�近年來，開發的厭氧生物處理方法有：厭氧生物濾池、厭氧接觸池、上流式厭氧污泥床反應器及分段厭氧硝化等。�

2.2.1 厭氧生物濾池

�厭氧濾池適於處理溶解性有機物，加拿大Halifax Highway101填埋場滲濾液平均COD為12850mg/L、BOD5/COD為0.7，pH為5.6。將此滲濾液先經石灰水調節至pH＝7.8，沉澱1h後進厭氧濾池(此工序還起到去除Zn等重金屬的作用)，當負荷為4kgCOD/(m3·d)時，COD去除率可達92%以上；當負荷再增加時，其去除率急劇下降。

�加拿大Toronto大學的J.G.Henry等也在室溫條件下成功地用厭氧濾池分別處理年齡為1.5 年和8年的填埋場滲濾液，它們的COD各為14000mg/L和4000�mg/L，BOD5/COD各為0.7和0.5，當負荷為1.26～1.45kgCOD/(m3·d)，水力停留時間為24～96h時，COD去除率均可達90%以上。當負荷再增加，其去除率也急劇下降。由此可見，雖然厭氧濾池處理高濃度有機污水時負荷可達5～20kgCOD/(m3·d)，但對於滲濾液其負荷必須保持較低水平才能得到理想的處理效果。�

2.2.2 上向流式厭氧污泥床

�英國的水研究中心報道用上向流式厭氧污泥床(UASB)處理COD＞10000mg/L的滲濾液，當負荷為3.6～19.7kgCOD/(m3·d)，平均泥齡為1.0～4.3d，溫度為30℃時COD和BOD5的去除率各為82%和85%，它們的負荷比厭氧濾池要大得多。

�在厭氧分解時，有機氮轉為氨氮，且存在NH4＋�NH3＋H�＋反應。若pH＞7時，平衡中的NH3占優勢，可用吹脫法去除。但厭氧分解時pH近似等於7，因此出水中可能含有較多的NH4＋，將會消耗接納水體的溶解氧。�

2.3 厭氧與好氧的結合方式

�雖然實踐已經證明厭氧生物法對高濃度有機廢水處理的有效性，但單獨採用厭氧法處理滲濾液也很少見。對高濃度的垃圾滲濾液採用厭氧�好氧處理工藝既經濟合理，處理效率又高。COD和BOD的去除率分別達86.8%和97.2%。�

2.3.1 厭氧�好氧生物氧化工藝(厭氧硝化和生物氧化塘)

�西南師大生物系對pH為8.0～8.6，COD為16124mg/L，BOD5為214～406mg/L、NH3－ N為475mg/L的滲濾液採用厭氧�好氧生物化學法處理，取得出水pH為7.1～7.9，COD為170.33～314.8mg/L，BOD5為91.4mg/L、NH3－N為29.1mg/L的良好效果。�

2.3.2 厭氧�氧化溝�兼性塘工藝

�下面結合廣州市李坑垃圾填埋場作以下說明及分析。李坑垃圾填埋場污水處理廠按流量300m3/d設計，進水BOD5為2500�mg/L、CODCr為4000mg/L、NH3－N 為�1000mg/L、SS為600mg/L、色度為�1000倍；出水BOD5為30mg/L、CODCr為80mg/L 、NH3－N為10mg/L、SS為70mg/L、色度為40倍。選用工藝流程為：厭氧�氧化溝�兼性塘�絮凝沉澱。當進水水質較好，兼性塘出水達標時，即可直接將兼性塘水向外排放；而當進水水質較差，兼性塘出水達不到排放標准時，則啟用混凝沉澱系統，再排放沉澱池上清液。

�從目前該套工藝的運行情況來看，當進水的COD較高時，出水水質良好；一旦COD 降低，特別是冬季低溫少雨，COD降低到不利於生化處理時，出水各水質成分均偏高難以達標，出水呈棕褐色，盡管啟用絮凝沉澱系統，效果仍不理想。由此可見，對於滲濾液的色度和NH3－N的有效去除，對生化處理將產生有利影響。�

2.3.3 厭氧�氣浮�好氧工藝

�大田山垃圾衛生填埋場滲濾液處理採用的是此工藝。根據廣州市環境衛生研究所對類似垃圾填埋場滲濾液檢測資料及模擬試驗，結合本場實際情況定出滲濾液污水處理設計參數。進水水質CODCr為8000mg/L、BOD5為5000mg/L、SS為700mg/L、pH值為7.5 ；出水水質CODCr為100mg/L、BOD5為60mg/L、SS為500mg/L、pH值為6.5～7.5。�針對該場遠離市區的特點，為便於管理和節省能耗，經比較後選用厭氧和好氧聯合處理工藝。厭氧段為上向流式厭氧污泥床反應器，好氧段為生物接觸氧化法，加化學混凝沉澱和生物氧化塘，凈化處理達標後排放。剩餘污泥經濃縮後送回填埋場處理。

�考慮到滲濾液水質變幅較大的特點，在厭氧段後加入氣浮工藝，提高處理能力以應付進水水質偏高的情況。目前深圳下坪垃圾填埋場設計採用厭氧�氣浮�好氧工藝處理滲濾液。�

2.3.4 UASB�氧化溝�穩定塘

�福州市於1995年建成全國最大的現代化的城市垃圾綜合處理場--福州市紅廟嶺垃圾衛生填埋場。處理垃圾滲濾液水量為1000m3/d；垃圾滲濾液水質(入口)為CODCr為 8000mg/L、BOD5為5500mg/L；處理水質要求(出口)為CODCr去除率95%、 BOD5去除率97%。

�設計採用上向流式厭氧污泥床�奧貝爾氧化溝�穩定塘工藝流程。垃圾填埋場的垃圾滲濾液集中到貯存庫，依靠庫址的較高地形，自流到集水池、格柵，經巴式計量槽計量後，靠勢能流至配水池，再依靠靜水頭壓至上向流式厭氧污泥床。經厭氧處理後的污水流至一沉池進行固液分離，上清液自流到奧貝爾氧化溝，沉澱污泥靠重力排至污泥池，污泥定期用罐車送到垃圾填埋場或堆肥利用。

�污水在奧貝爾氧化溝進行好氧生化處理，奧貝爾氧化溝採用三溝式A/O工藝，具有先進的污水脫氮處理效果。該工藝突出的優點是在第一溝中既能對氨氮進行硝化，又能以BOD為碳源對硝酸鹽進行反硝化，總氮去除率可達80%，由於利用了污水中BOD作碳源，導致污水中的 BOD5被去除，減少了污水中的需氧量。為了提高氧化溝脫氮效果，把第三溝的出水用潛水泵再抽至第一溝進行內迴流，在第一溝中進行反硝化。

�經氧化溝處理的污水流入二沉池進行固液分離，澄清水自流至穩定塘進行生物處理。二沉池的剩餘污泥靠重力排至濃縮池。濃縮池中的上清液迴流至氧化溝處理，其濃縮後的污泥用潛水泵抽至罐車輸送到垃圾填埋場填埋，或進行堆肥處理。�

2.4 土地處理

�土地處理法亦即土壤灌溉法，是人類最早採用的污水處理法，但是土地處理系統的應用多見於城市污水處理。對於滲濾液的處理方法，將滲濾液收集起來，通過噴灌使之迴流到填埋場。循環填埋場的滲濾液由於增加垃圾濕度，從而提高了生物活性，加速甲烷生產和廢物分解。其次由於噴灌中的蒸發作用，使滲濾液體積減小，有利於廢水處理系統的運轉，且可節約能源費用。北英格蘭的Seamer Carr垃圾填埋場，有一部分採用滲濾液再循環，20個月後再循環區滲濾液的COD值降低較多，金屬濃度有較大幅度下降，而NH3 －N、Cl－濃度變化較小。說明金屬濃度的下降不僅是由於稀釋作用引起的，也可能是垃圾中無機成分對其吸附造成的。

�由於再循環滲濾液具有諸多優點，所以設計填埋場時頂部不要全部封閉，而應設立規則性排列的溝道以免對周圍水源的污染。低濃度滲濾液不能直接排放，因NH3－N、Cl－濃度仍較高，溫度較低季節，蒸發少，生物活性弱，再循環滲濾液的效果有待進一步研究。�

2.5 硝化和反硝化

�"老"的填埋場往往處於甲烷發酵階段，其滲濾液中氨氮含量較高，通常為100～1000mg /L。去除氨氮主要有兩種方法：一是硝化和反硝化；另一種是提高pH值至9以上，再用空氣吹脫。Robinson和Maris將年齡為20年的填埋場滲濾液在溫度為10℃，泥齡為60d的條件下曝氣(實際上此與氧化塘運行條件相仿)，可完全硝化。其它用生物轉盤等好氧方法也都取得了成功，因此普遍認為滲濾液的硝化是不成問題的。�

2.6 英Rochem's反滲透處理廠

�在英國垃圾滲濾液處理廠使用Rochem's專利圓盤管反滲透系統對初級滲濾液進行處理。這種處理技術是由南亨伯賽德郡溫特頓填埋場所設計和生產的Rochem's離析膜系統。

�這個系統的心臟是Rochem's專利圓盤管。這個圓柱體的組成包括板片、八角型鋼和一個圓管內的耐磨膜墊層，它能處理那些快速堵塞普通的反滲透膜系統的滲濾液。在膜的壓力下滲濾液進入Rochem's處理系統進行曝氣和pH校正。當含有污染物的滲濾液流經圓柱體內膜表面時，滲濾液中的污染物質由於反滲透作用而分離出來並經膜排出。整個系統清理的操作是自動化的，當需要對該系統進行化學清洗時，控制指示器就會顯示出信息來，同時自動清洗系統就會用已經程式化的化學制劑對該系統進行內部清洗，使其恢復到最初的功能。因為滲濾液在封閉情況下，在膜的表面形成湍流，減少氧化，產生惡臭，所以到一定時間要進行內部清洗，但這種清洗的間隔時間較長，Rochem's 離析膜系統能夠去除重金屬、固體懸浮物、氨氮和有害的難降解的有機物，處理後的水滿足嚴格的排放標准。

�現在德國的Ihlenbery填埋場安裝投入使用的Rochem's處理系統，其處理能力的污水量為50m3/h，水的回收率為90%。�

城市垃圾滲濾液處理工藝介紹 來自: 免費論文網

3 處理工藝的分析比較

��與好氧方法相比，厭氧生物處理具有以下優點。

��(1)好氧方法需消耗能量(空氣壓縮機、轉刷等)，而厭氧處理卻可產生能量(產生甲烷氣) 。COD濃度越高，好氧方法耗能越多；厭氧方法產能越多，兩者的差異就越明顯。

��(2)厭氧處理時有機物轉化成污泥的比例(0.1kgMLSS/kgCODCr)遠小於好氧處理的比例(0.5kgMLSS/kgCODCr)，因此污泥處理和處置的費用大為降低。

��(3)厭氧處理時污泥的生長量小，對無機營養元素的要求遠低於好氧處理，因此適於處理磷含量比較低的垃圾滲濾液。

��(4)根據報道，許多在好氧條件下難於處理的鹵素有機物在厭氧時可以被生物降解。

��(5)厭氧處理的有機負荷高，佔地面積比較小。

��但是，厭氧處理出水中的COD濃度和氨氮濃度仍比較高，溶解氧很低，不宜直接排放到河流或湖泊中，一般需要進行後續的好氧處理。另外，世界上大多數垃圾滲濾液多是偏酸性的 (pH值一般在5.5～7.0)。pH在7以下，產甲烷菌將會受到抑制甚至死亡，不利於厭氧處理，而好氧處理對pH的要求就沒有這么嚴格。再者，厭氧處理的最適溫度是35℃，低於這個溫度時，處理效率迅速降低。比較而言，好氧處理對溫度要求不高，在冬季時即使不控制水溫，仍能達到較好的出水水質。

��鑒於以上原因，目前對COD濃度在�50 000�mg/L以上的高濃度垃圾滲濾液建議採用厭氧方法 (後接好氧處理)進行處理，對COD濃度在�5 000�mg/L以下的垃圾滲濾液建議採用好氧生物處理法。對於COD在�5 000�～�50 000�mg/L之間的垃圾滲濾液，好氧或厭氧方法均可，選擇工藝時主要考慮其它因素。�

4 結論和建議

��通過對上述幾種處理方法及處理工藝的分析比較可得以下結論，並提出水質、水量等方面的建議和意見：

��(1)垃圾滲濾液具有成分復雜，水質水量變化巨大，有機物和氨氮濃度高，微生物營養元素比例失調等特點，因此在選擇垃圾滲濾液生物處理工藝時，必須詳細測定垃圾滲濾液的各種成分，分析其特點，以便採取相應的對策。還應通過小試和中試，取得可靠優化的工藝參數，以獲得理想的處理效果。

��(2)多種方法應用於滲濾液的處理是可行的。在有條件的地方修築生物塘，同時採用水生植物系統處理滲濾液，不僅投資省，而且運行費用低。土地處理也受到人們的重視，但在滲濾液的處理中選用尚少。生物膜法和活性污泥法有成熟的運行管理經驗，近年來結合採用厭氧�好氧工藝生物處理滲濾液較多。但修建專用的滲濾液處理廠投資大，運行管理費用高，而且隨著填埋場的關閉，最終使水處理設施報廢，故應慎重選用。

��(3)我國目前真正能滿足衛生填埋標準的填埋場並不多，許多填埋場因為投資所限無法按設計要求建造能達到環境保護要求的滲濾液收集系統。因此，宜發展投資省，效果好的滲濾液處理技術。垃圾填埋場滲濾液向填埋場回灌，利用土地吸附，土壤生物降解及垃圾填埋層的厭氧濾床作用使滲濾液降解，具有投資省、效果好，無需專門處理設施投資等特點。而且滲濾液的回灌可使垃圾保持濕潤，加速填埋場的穩定。回灌法目前採用較少，可作深入研究，以明確回灌法的使用條件，處理效率及回灌處理的工程設計參數。

��(4)對垃圾填埋場滲濾液進行處理是問題的一個方面，另一方面應當考慮減少滲濾液產生量。宜發展可減少滲濾液產生量的填埋技術，如好氧填埋或准好氧填埋。

��(5)對垃圾滲濾液的處理，我國尚處於研究探索階段，為了建設標准化的城市垃圾衛生填埋場，對其滲濾液的處理應作更深入的研究。