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城市生活垃圾亦称城市固体废弃物，它具有无主性、分散性、危害性、错位性等特点，它对环境的危害与所涉及的固体废物的数量和性质有关。我国是一个发展中国家，也是世界上人口最多的国家。随着我国城市化进程的加快，城市规模的不断扩大和人们生活水平的日益提高，城市固体废弃物数量呈指数级增长。据统计，目前城市生活垃圾正以每年9-10%的速度增长。长期以来，由于历史原因，我国固体废弃物管理和处置工作起步较晚，与水污染控制、大气污染控制相比，其对环境的污染控制问题在相当长时间里没有得到应有的重视。时至今日，多数城市仍普遍缺乏符合标准的垃圾处理设施，大量垃圾直接裸露堆放在郊区或长期向河流、湖泊、坑塘倾倒，致使垃圾成为一个个包围城市的污染源。迄今为止，我国未经妥善处理的垃圾堆存总量已超过60亿吨，占用土地面积多达5亿平方米。这种简易粗放的垃圾处理方式已对土壤、河流、湖泊、地下水和大气等造成了严重影响，并对人类的生存构成威胁。城市生活垃圾污染已成为我国在解决大气污染和水体污染时面临的有一个重要的环境问题[1]。
目前我国城市生活垃圾的处理方式以填埋为主。
垃圾卫生填埋是利用自然地形或人工修筑形成的空间，对一定年限内产生的垃圾进行分层压实填埋。在填埋处理过程中，对填埋作业区进行防渗处理，对所产生的渗滤液、沼气进行有效疏导、处理和利用，并考虑填埋场封场后的综合利用。同堆肥、焚烧技术相比，垃圾卫生填埋具有投资省、处理量大、无需预处理、处理成本相对较低、处理技术简单易于推广等优点，在经济发展较为落后、土地资源较丰富的地区是较适合的垃圾最终处理、处置方法。目前即使在某些经济发达的国家（如美国、加拿大），填埋法也仍然是垃圾处理的主要方法。
卫生填埋具有以下特点：(1)土地利用率高；(2)可收集填埋气体能源进行利用，并防止对大气、土壤、地下水的环境污染；(3)填埋结束后，土地可重新利用。
卫生填埋场根据所利用自然地形条件可分为山谷型填埋场、坑洼型填埋场、滩涂型填埋场，也可根据填埋场中垃圾降解的机理，可分为好氧、准好氧、厌氧三种类型。填埋区工程设施由防渗系统、渗滤液收集系统、导气系统、覆土场等组成，垃圾填埋场可采用斜坡作业、坑填作业、平面作业等方法，按单元填埋垃圾、分层压实、单元覆土、终场覆土。
近二十年来，我国已有一批建设标准较高的垃圾处理设施先后投入运行，如北京阿苏卫卫生填埋场、杭州天子岭垃圾卫生填埋场、深圳垃圾焚烧场等。城市垃圾的处理处置正由过去的简单清除、野外堆放、露天简易填埋等初级处理向现在的堆肥发酵、卫生填埋、焚烧发电、资源化等高级处理阶段迈进。根据近年来全国范围内的实际调查，我国大部分城市的生活垃圾呈现以下特点：有机成分约占20-36%、无机成分约占60-70%、废品约4-10%；在有机类垃圾中，纸张、橡胶等高热值物质含量较少，垃圾热值较低，而以厨房为主的易腐有机物含量高，垃圾含水量较高。此外，现阶段我国垃圾收集方法仍采用混合收集，这使得垃圾的成分和构成更为复杂。因此，就目前我国的经济水平、技术水平和垃圾特性，在积极推行“垃圾分类回收利用（包括堆肥）—垃圾焚烧—填埋”这种综合处理方式的同时，在今后相当长的一段时间内，我国垃圾的处理处置仍将以卫生填埋为主[2, 3]。
垃圾卫生填埋作为城市生活垃圾的最终处置手段，是应用最广泛的一项技术。将垃圾埋入地下会减少因垃圾敞开堆放所带来的环境问题，如散发恶臭、滋生蚊蝇等。但就对环境的影响而言，具有防渗系统、集排水系统、导气系统和覆盖系统的卫生填埋也同样是一把“双刃剑”。这其中最为人关注的是垃圾填埋过程中所引发的新的渗滤液污染。
垃圾渗滤液又称渗沥水或浸出液，是指垃圾在填埋过程中由于发酵、雨水的淋浴和冲刷以及地表水和地下水的浸泡而滤出来的污水。渗滤液来源于降水、地表径流、地下水入侵、灌溉水、液体废弃物等，主要来源是降水和垃圾内含水。
城市垃圾在倾倒于填埋场后，主要在微生物作用下，进行有机垃圾的生物降解，并释放出填埋气体和大量含有有机物的渗滤液，其主要过程如图1-1所示：
图1-1 垃圾降解过程示意图
在这种稳定过程中存在两种作用，一是垃圾废弃物中有机物分解，形成可溶性或可挥发的产物，进入渗滤液或大气，而最终离开填埋场，另一作用是稳定的腐殖质的合成，这些腐殖质有可能留在垃圾中，也可能进入渗滤液中。这两个作用的综合结果是使渗滤液中的难降解高分子有机物的增加，如腐殖酸等[4]。雨水和垃圾本身的内含水以及垃圾在填埋场发生生化反应所产生的水在重力场的作用下，经过长时间的渗滤与收集过程，最终产生了垃圾渗滤液。
对垃圾渗滤液水质特征的分析是垃圾填埋场环境污染控制的重要内容，更是合理选择渗滤液处理方案的先决条件。
渗滤液中含有多种污染物，且浓度变化往往很大。国内外垃圾渗滤液的典型污染物组成及浓度变化如表1-1所示[5]（单位：若未注明，均为mg/L，pH除外）。
表1-1 垃圾渗滤液的典型污染物组成及浓度变化
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项目
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变化范围
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项目
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变化范围
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项目
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变化范围
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pH
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5.2～8.2
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Pb
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0.002～12.3
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硝态氮
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0.1～10
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碱度
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37～14000
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Ca
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29～4300
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氨氮
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1～1700
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SS
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100～700
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Cr
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0.002～1.0
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有机氮
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3～770
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TS
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500～15800
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Co
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0.001～1.8
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凯氏氮
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4～762
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Cd
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0.0005～0.007
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Cu
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0.01～0.3
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TOC
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1960～23000
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As
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0.006～0.2
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Fe
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0.3～2050
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BOD5
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110～38000
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Ba
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0.1～0.3
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总磷
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0.6～75
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COD
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500～70000
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渗滤液中有机污染物种类繁多，目前采用GC-MS-DS技术已在长春市和广州市垃圾填埋场的渗滤液中分别检出有机污染物93种和77种。
其中，多环芳烃24种，单环芳烃5种，杂环化合物8种，卤种、羧酸及酯13种，胺及酰胺7种，烷、烯烃15种，醇、酚8种，醛、酮2种，其他类物质11种，共93种。
垃圾渗滤液中有机物种类繁多，且主要是芳香簇和脂肪簇碳氢化合物、酸类、脂类、酚类和卤代化合物等。这些化合物中含有已被确认的可疑致癌物、促癌物、辅助致癌物以及被列入我国环境优先污染物“黑名单”的有机物等[6,7]。
前已述及，垃圾中污染物的溶出是在厌氧微生物的分解作用和降雨的淋溶作用下实现的，垃圾层中厌氧微生物的作用特性对渗滤液的水质变化有着紧密的联系。因而，凡是影响垃圾层中厌氧微生物生长特性的因素都将成为影响渗滤液水质的主要因素。垃圾中污染物的溶出及影响因素可用图1-2示意。
图1-2 垃圾中污染物溶出及影响因素图
由上图可见，对于特定垃圾填埋场，渗滤液的水质特性不仅与当地的降雨、降雪、气温、湿度等气象水文因素有关外，还与垃圾的性质、填埋时间、填埋方式及垃圾本身的含水率等因素有关，且这些影响因素大部分是通过对微生物生长特性的影响而体现的[8,9]。
垃圾成分对渗滤水质的影响
垃圾填埋场渗滤液水质受垃圾成分影响大。渗滤液中COD、BOD主要由厨余中有机物产生，垃圾中厨余含量的高低直接影响渗滤液COD、BOD浓度高低；另外，炉灰、脏土对渗滤液中有机物具有吸附、过滤作用，因此垃圾中炉灰、脏土的含量也会影响渗滤液有机物浓度。由于生活水平、生活习惯以及环保意识的不同，各城市垃圾组成相差较大，致使填埋场渗滤液中COD、BOD从数千毫克/升至数万毫克/升之间变化。
随着我国城市集中供热和煤气化的普及，民用燃料的消费结构发生了重大变化，生活垃圾中有机物含量进一步提高，因而在今后一段时间内我国生活垃圾填埋场渗滤液中COD、BOD和NH4+-N浓度会呈现上升的趋势[10]。
填埋场填埋时间对渗滤液水质的影响
用填埋场处理垃圾实际上是一个垃圾填充、覆土和压实的多次循环过程，填埋场的各个部分可能处于不同的稳定阶段，或者说其各部分的“年龄”是不同的，而且各部分有各自的物理、化学和生物条件。
渗滤液通常可根据填埋场的“年龄”分为两大类：一类是“年轻”填埋场（3-5a以下）的渗滤液，其特点是低pH值、高BOD、COD、高BOD/COD值，NH4+-N浓度较高，同时重金属离子浓度较高；另一类是较“老”填埋场（3-5a以上）的渗滤液，其特点是BOD、COD较低、BOD/COD值较低、NH3-N浓度较高，pH值略碱性（一般在7-8之间），同时重金属离子浓度开始下降。
Chian和Scott等人对渗滤液水质特性与填埋场“年龄”的关系进行了研究，其结果表明渗滤液中主要污染物指标与填埋场“年龄”间存在明显的变化规律：随着填埋龄的增加，渗滤液的COD、BOD逐年降低，但有机污染物的可生物降解性却越来越差[5]。台湾某填埋场共有十个填埋区块，每一区块的使用年限仅约一年，一年后即予封闭，且各填埋区块的渗滤液单独收集，其渗滤液的水质特征也呈现类似的逐年变化规律。我国的垃圾填埋场，其渗滤液水质也具有以上的变化特征。
填埋工艺对渗滤液水质的影响
填埋工艺不同，渗滤液水量及水质也不同。假如填埋场外，设有截洪沟排除场外地表径流、场底铺设衬垫或粘土（渗透率＜10cm/s），即较好地控制了地表径流和地下水不进入填埋场，渗滤液中有机物浓度则相对较高；假如填埋场采用一般的粘土或采用帷幕注浆工艺防止渗滤液污染地下水，地表径流未截流或截流不好，这些情况都会使渗滤液浓度降低。
填埋操作运行方式（如压实密度和填埋深度等）对渗滤液的水质也有一定的影响。增加垃圾的填埋密度和填埋深度，即减少垃圾的含水量和外来水进入填埋场，可降低垃圾中有机成分的降解作用，致使渗滤液的浓度较低，延长渗滤液的产生时间。
此外，不同的填埋场构造，渗滤液的水质特征也不同。目前我国采用的填埋构造基本是厌氧填埋（改良型厌氧性卫生填埋）和半好氧填埋。这两者的主要区别是渗滤液的收集排出系统不同。事实证明，厌氧填埋产生的渗滤液中有机物含量高，难以处理，而且垃圾稳定所需时间长，封场后仍需较长时间维护管理；半好氧填埋则正好相反，容易达到稳定状态，渗滤液中有机物深度在较短时间内达到较低水平，并趋于稳定。而且在填埋场稳定后两者的渗滤液水质也大不相同，半好氧填埋稳定后渗滤液中有机物浓度要大大低于厌氧填埋稳定后的渗滤液。
填埋场渗滤液的水质除受以上因素影响外，填埋场所在地的气候条件、地形地貌、填埋场的操作运行方式（如渗滤液是否回灌、填埋场表面如何覆盖等）等也对渗滤液的水质特征有一定的影响。
有机污染物
垃圾渗滤液中含有大量的有机污染物，一般而言，渗滤液中的有机物可分为三类：
l 低分子量的脂肪酸类
l 腐殖质类高分子的碳水化合物
l 中等分子量的灰黄霉酸类物质
对于尚未稳定的填埋场而言，大约90%的可溶性有机碳是短链的可挥发性脂肪酸，其中以乙酸、丙酸和丁酸为主要成分，其次是带有较多羧基和芳香簇羧基的灰黄霉酸。对于相对稳定的填埋场而言，挥发性脂肪酸随垃圾填埋时间延长而减少，而灰黄霉酸物质的比重则相对增加，这种有机物组分的变化，意味着BOD/COD的下降，即渗滤液可生化性的降低[11]。有资料表明，渗滤液中的BOD一般在垃圾填埋后6个月至2.5年间逐步增加并达到高峰，且此阶段的BOD多以溶解性有机物为主，此后BOD逐渐降低。
磷
垃圾渗滤液中的含磷量通常较低，尤其是溶解性的磷酸盐浓度更低。渗滤液中溶解性磷酸盐的含量主要由Ca5OH（PO4）3控制。垃圾渗滤液中的Ca²+浓度和总碱度水平均很高，可分别达到200-300mg/L和2500-3000mg/L，而TP的浓度仅为0-72mg/L，因而渗滤液中的溶解性磷酸盐含量受到Ca²+浓度和碱度水平的影响。渗滤液中磷元素不足在一定程度上增加了渗滤液的生物处理难度。
氨氮
“中老年”填埋场渗滤液中很高的NH4+-N浓度是垃圾渗滤液的重要水质特征之一和导致其生物处理难度增大的一个重要原因。由于目前多采用厌氧填埋技术，因而渗滤液中的NH4+-N浓度在填埋进入产甲烷阶段后不断上升，其达到高峰值后延续很长的时间并直至最后封场，甚至当垃圾填埋场稳定后可达到相对高的浓度（如广州老虎窿填埋场封场后，在相当长的一段时间内渗滤液的NH4+-N仍保持着原来的高浓度）。
Shiskowki等人对加拿大Burns Bog垃圾填埋场渗滤液为期160天的研究表明，NH4+-N浓度由200mg/L迅速增加至1200mg/L,最高达1500mg/L[12]。此外渗滤液中NH4+-N的含量占TN的85-90%。渗滤液中高浓度的NH4+-N及随时间的变化，不仅加重了其对受纳水体的污染程度，也给其处理工艺的选择带来了困难，增加了复杂性。NH4+-N过高，使得渗滤液的C/N过低，而过低C/N则对常规的生物处理有抑制作用。
金属离子
渗滤液中含有多种金属离子，其浓度与所填埋垃圾的类型、组分和时间等密切相关。对仅填埋城市生活垃圾的填埋场渗滤液而言，其浓度较其它污染物低得多。据报道，生活垃圾中的微量重金属溶出率很低，在水溶液中为0.05-1.08%，微酸性溶液中为0.5-5.0%，且垃圾本身对重金属有较强的吸附能力[13]。为了解重金属在垃圾填埋场中的转移情况，广州市老虎窿填埋场就其重金属含量进行了检测、分析，发现渗滤液带出的重金属累计量约占垃圾带入总量的0.5-6.5%，说明垃圾中的微量重金属只有很少一部分进入了渗滤液。
以上是仅就生活垃圾填埋场的渗滤液而言的，对于工业垃圾和生活垃圾混合填埋的垃圾场，其渗滤液中的重金属离子的溶出量将会明显增加。
固体物
垃圾渗滤液中含有较高浓度的总溶解性固体。这些溶解性固体在渗滤液中的浓度通常随填埋时间的延长而变化，一般在填埋6个月至2.5年间达到高峰值，此后随填埋时间的增加，这些无机盐的浓度将逐渐下降，直至最终达到稳定[8]。
自从填埋法成为最广泛的城市垃圾处置方法以来，填埋场渗滤液的环境问题日益受到人们的重视。实践证明，要解决渗滤液的潜在污染问题，除了在填埋场选址、设计和实施阶段，选择地下水位低和渗透系数小的地区作为场址，做好防渗层和覆盖层外，更重要的就是要将渗滤液进行有效收集并妥善处理，从而彻底消除渗滤液对环境影响的隐患。
针对垃圾渗滤液的水量、水质，近十几年来国外学者就渗滤液的处理进行了长期的探索和实验研究，取得了一些成功经验，有的已用于工程实践。我国在渗滤液的处理研究方面起步较晚，已获得了一些宝贵的经验，但也有不少失败的教训。由于渗滤液水质水量的复杂多变性，目前尚无十分完善的处理工艺，大多根据不同填埋场的具体情况及经济技术要求提出有针对性的处理方案和工艺。纵观国内外垃圾渗滤液处理的现状，目前渗滤液的处理方案主要有场外综合处理和场内单独处理两种方案。
场外综合处理即是指将垃圾渗滤液（或经场内预处理的渗滤液）排入规模适当的城市污水处理厂，与城市污水合并处理的方法。该方法可利用城市污水处理厂的缓冲、稀释作用和城市污水中的营养物质实现渗滤液和城市污水的同时处理，因而可大大节省在填埋场单独建设渗滤液处理设施的基建费用，并可降低处理成本。然而由于渗滤液所特有的水质及变化特点，极易造成对城市污水处理厂的冲击负荷，影响甚至破坏城市污水处理厂的正常运行。因而，在考虑采用合并处理方案时，必须注意其工艺上的可行性。一般而言，对于采用传统活性污泥法的城市污水处理厂，渗滤液的水质以及渗滤液量与城市污水处理厂处理规模的比例是决定其可行性的重要因素。有研究表明[15]，当渗滤液的COD浓度达24000mg/L时须严格控制渗滤液与城市污水的比例，当渗滤液体积占城市污水体积的4%-5%时，城市污水处理厂的运行将受到限制，出现污泥膨胀；当渗滤液的COD浓度为3500mg/L时，所占比例一般不得超过40%。苏州七子山垃圾填埋场在运行初期（1993年），将渗滤液收集后直接送至苏州城西污水处理厂（当时规模50000m³/d），当时由于渗滤液量少而未对城西污水处理厂的正常运行造成危害，但随着渗滤液量的增加，该厂的运行受到严重干扰，而将渗滤液停止引入后该厂的运行又重新恢复正常。
就渗滤液处理而言，渗滤液（或经场内预处理的渗滤液）与城市污水的合并处理不失为一种经济的处理方案，但就工程应用的可行性而言，该方案有其局限性。一般情况下，城市垃圾填埋场多位于离城市较远的偏远山谷地带或滩涂湿地，而城市污水处理厂多数依地形建于城市边缘地带或近郊，两者往往相距较远。为实现合并处理需输送渗滤液至城市污水处理厂。由于渗滤液浓度高，不宜通过城市现有下水道来输送，而需另行敷设长距离的渗滤液输送管道，这无疑是一项巨额的投资。此外渗滤液水质波动大且含有多种有毒有害物质，这就要求输送管道须做更严格的防腐、抗渗技术处理，这不仅增加了工程投资，使工程本身不够经济，也给日后的维护、管理提出了更高的要求。因而，在选用合并处理方案时须就当地的实际情况作详细的比较和论证后方可慎重使用。一般来说，只有当垃圾填埋场同城市污水处理厂相距较近时，才有可能考虑选用合并处理方案，因而该方法的应用具有特殊性。
场内单独处理方案即是指在垃圾填埋场内建设污水处理厂（站）进行独立处理，渗滤液经处理达标后直接排放受纳水体或作其它用途。日前该方案的主要处理工艺有渗滤液的生物处理法、物化法、土地法以及不同种类方法的综合。
生物法是渗滤液处理中最常用的一种方法，由于其运行费用相对较低、处理效率较高，因而被世界各国广泛采用。生物法处理渗滤液主要包括好氧处理和厌氧处理两大类，其具体的工艺形式有传统活性污泥法、稳定塘、生物转盘、上流式厌氧污泥床等。以下就各种常见工艺形式的成功经验作简单介绍。
活性污泥法
采用活性污泥法处理渗滤液的实际运行结果表明，通过提高污泥浓度来降低污泥的有机负荷，可以获得今人满意的处理效果。如美国宾州的Fall Township 渗滤液处理厂，其渗滤液进水COD为6000-21000mg/L，BOD为3000-13000mg/L，氨氮为200-2000mg/L,曝气池的污泥浓度（MLVSS）为6000-12000mg/L,是一般污泥浓度的3-6倍。在体积有机负荷为0.3kgBOD5/m³•d，F/M为0.03-0.05kgBOD5/kgMLSS•d时，BOD5的去除率为92%-97%[16]。该厂的数据说明，只要适当提高活性污泥浓度，采用活性污泥法能够有效地处理垃圾渗滤液。
稳定塘
稳定塘技术是自然界中水体自净过程的强化，最初用于城市生活污水的处理，在生活垃圾渗滤液处理中运用稳定塘技术也取得了较好的效果[17]。稳定塘技术包括厌氧塘、兼氧塘和氧化塘三类。
国外早在80年代就有成功运用稳定塘技术处理渗滤液的生产性处理厂，英国在1983年建成的Bryn Postey填埋场渗滤液处理厂，运用曝气氧化塘技术处理渗滤液。该氧化塘有效库容1000m³，渗滤液处理量0-100m³/d，最小水力停留时间10天，由HDPE作防渗衬底，采用两台高效表面曝气机进行曝气。此系统自1983年开始运行，渗滤液COD、BOD最大分别达24000mg/L和10000mg/L，F/M为0.05-0.3kgBOD5/kgMLSS•d，COD去除率达97%。
上海市废弃物老港处置场，在三期工程改扩建时建成了以稳定塘和芦苇湿地地表漫流处理系统相结合的渗滤液处理系统，处理规模为2000m³/d,由分别位于南北作业区的两个系统组成，处理工艺流程为调节池→厌氧池→兼氧池→曝气塘→芦苇湿地→排入东海。
生物转盘
生物转盘是固定生长生物膜法中的一种，运用于常规的污水处理中可有效地解决活性污泥法的污泥膨胀问题，并且由于膜上生物量大，生物相丰富，既有表层的好氧微生物，又有内层的厌氧微生物，因而具有抗水量、水质冲击负荷的优点，同时生物膜上还能生长世代时间较长的硝化菌等。
Pitea渗滤液处理厂即采用生物转盘处理垃圾渗滤液，设计规模500m³/d，设计转盘表面积3000m²，平均设计负荷4.8g/m²•d。该厂利用填埋场气体加热使进入生物转盘的渗滤液温度保持在20℃左右，取得了良好的处理效果。其污泥的特征为：典型含固量2-4%，去除每公斤NH4+-N的SS产量0.168kg，去除每公斤NH4+-N的VSS产量0.110Kg，VSS/SS为66%。
上流式厌氧污泥床（UASB）
UASB是一种高效的厌氧反应器，其产生的甲烷气体可以作为能源利用，过去该工艺因为停留时间长、对冲击负荷和有毒物质很敏感，被认为不适于渗滤液的处理。英格兰Nick C.Blakey等人在实验室里对工艺的温度、营养供应和微生物接种等一些参数进行了研究。
实验数据表明，在平均负荷率为12kgCOD/m³•d,平均停留时间为1.75天，发酵温度平均在29℃时，CODCr、BOD5、TOC和SS的去除率分别为82%、85%、84%和90%，发酵产生的气体中除了二氧化碳和甲烷外，还有24-59ppm的氢气，而硫化氢气体则很难检测到。能过实验和理论计算，该工艺靠发酵过程产生的甲烷气体在能量上完全可以自给自足，这将使得该工艺变得更加经济。
英国水研究中心报道用UASB处理COD﹥10000mg/L的渗滤液，当负荷为3.6-19.7kgCOD/m³•d,平均停留时间1.0-4.3d，温度为30℃时，COD和BOD的去除率各为82%和85%，其负荷较厌氧滤池等有大幅度提高[18]。
各种生物法比较
生物法中，好氧工艺的活性污泥法和生物膜法处理效果较好、停留时间较短、运行经验丰富，但工程投资大、运行管理费用高；相对来说稳定塘工艺比较简单，投资省，管理方便，但停留时间长（10-30）天、占地面积大且净化能力随季节变化大；厌氧处理工艺近年来发展很快，特别适合于有机物浓度高的垃圾渗滤液，它的缺点是停留时间长，污染物去除率相对较低，对温度的变化比较敏感等，但试验研究初步表明厌氧系统产生的气体可以部分满足系统的能量需要，若将这部分能量加以合理利用，将能够保证厌氧工艺有稳定的处理效果，还能降低处理费用。因而对于高浓度的垃圾渗滤液，就生物处理而言，采用厌氧和好氧工艺的组合处理，无论是对于提高处理效率，还是就降低运行费用都是有意义的。
物化法过去只用在处理填埋时间较长的单元中排出的渗滤液，而今随着渗滤液控制排放标准的日益严格，物化法也用来处理新鲜的渗滤液，且是渗滤液后处理工艺中最常用的方法之一。物化法包括混凝沉淀、吸附、膜分离和化学氧化法等。
混凝沉淀工艺
混凝沉淀可有效降低渗滤液的COD、总磷和色度等，常用于渗滤液的后处理和预处理。刘东等人试验表明，采用聚合硫酸铁为混凝剂、非离子型聚丙烯酰胺为助凝剂进行混凝试验，预处理时COD平均去除率46%，后处理时COD平均去除率65%。实验表明，生物处理后的渗滤液进行混凝沉淀（利用铁盐或铝盐作混凝药剂），即使在BOD很低（≤25mg/L的情况下），BOD的去除率仍可以达到50%，反应过程中最佳的pH值对于铁盐和铝盐分别为4.5-4.8和5.0-5.5，最小的加药量在250-500mg/L之间[19]。
混凝沉淀工艺的不足之处是会产生大量的化学污泥；出水的pH值较低，含盐量高；氨氮的去除率较低等。所以混凝沉淀工艺即使有可观的COD处理效率，在选用时还是要慎重考虑。
膜分离工艺
膜分离工艺主要用于渗滤液的后处理。渗滤液后处理中经常采用反渗透工艺，因其能够去除中等分子量的溶解性有机物，Linde. K等人的试验表明，反渗透对COD的去除率可高达98%。虽然在运行过程中有膜污染和膜的使用寿命问题，但反渗透工艺作为后处理工艺设在生物后或物化法之后，负责去除较低分子量的有机物、胶体和悬浮物，可以提高处理效率并能确保出水水质。
根据Ehrig在1989年的研究，一级反渗透工艺可使COD、BOD和AOX的去除率高达80%，但是氨氮和氯离子的去除率要达到较高水平则至少需要二级反渗透工艺。
总之，反渗透工艺因其高效性、模块化和易于自动控制等优点，应用得越来越多，但其用于渗滤液处理还存在以下问题：
l 小分子量物质的截留效率还不尽人意（例如氨、小分子的AOX物质等）；
l 高浓度的有机物或无机可沉降物容易造成膜污染或在膜表面结垢等问题；
l 由于操作压力很高（30-50bar），造成能耗很高。
反渗透浓液的处理是最大的困难，将其回灌到填埋场中已经不可取了，因为浓液的污染物浓度很高，是非常危险的废物。目前多采用蒸发和干燥的方法，但费用很高。
活性炭吸附工艺适用于处理填埋时间长或经过生物预处理后的渗滤液，它能去除中等分子量的有机物。七十年代欧洲的实验室研究表明，COD的去除率为50%-60%，若用石灰石作预处理，去除率可高达80%。而活性炭处理了140床后去除效率将明显下降。在生产性试验中，由于渗滤液水质水量多变等原因，出现了去除效率下降和活性炭被大量污染的现象。活性炭的总量和去除的COD的线性关系在活性炭的投量为800-1200mg/L时为3.0-3.2mgCOD/g活性炭。活性炭吸附工艺的主要问题是高额的费用。尽管如此，首先进行生物预处理，再将该工艺与絮凝沉淀工艺相结合时，能保证出水较低水平的COD和AOX。
化学氧化工艺
化学氧化工艺可以彻底消除污染物，而不会产生絮凝沉淀工艺中形成的化学污染。该工艺常用于废水的消毒处理，而很少用于有机物的氧化，主要是由于投加药剂量高而带来的经济问题。对于渗滤液中一些难降解的有机污染物，化学氧化工艺可以考虑使用。
常用的化学氧化剂有氯气、次氯酸钙、高锰酸钾、臭氧和电解等。用次氯酸钙作氧化剂时COD的去除率不超过50%；用臭氧作氧化剂时，没有剩余污泥的问题，COD的去除率也不超过50%，而且对于含有大量的有机酸的酸性渗滤液使用臭氧作氧化剂不是很有效的，因为有机酸是耐臭氧的，相应就需要很高的投加剂量和较长的接触时间。过氧化氢作氧化剂时因为可以去除硫化氢而主要用来除臭气，加药量一般每一份溶解的硫要投加1.5-3.0份的过氧化氢。此外，还有光催化氧化法、电解氧化法和高温高压的湿式氧化法。目前用化学氧化法处理渗滤液的研究还处在实验室阶段，其主要的问题是处理费用太高，但对于垃圾填埋场封场后所产生的小水量、低浓度的难降解渗滤液处理还是有一定意义的。
用土地法处理渗滤液的主要形式是渗滤液回灌和土壤植物处理系统。
在英国进行的渗滤液回灌生产性实验中发现，渗滤液回灌不仅因为蒸发作用可以减少渗滤液的水量，而且还能中幅度降低渗滤液中有机物有浓度。
该试验的主要结论为：
通过提高垃圾的含水率可以提高渗滤液的处理效率，最大在去除率发生在垃圾完全饱合时。
虽然有机物去除很明显，但其它的一些污染物如氨氮、氯离子等则不能明显去除且剩余的COD浓度仍然很高，出水仍不能直接排放到水体。
渗滤液的回灌虽然有利于渗滤液的减量和浓度的降低，但不能彻底地解决渗滤液的问题，还需要选用其他工艺进一步的处理。此外渗滤液的回灌处理效果还受气候条件的影响。
近年来，我国也相继开展了一系列渗滤液回灌处理试验研究，其结论同以上结果基本一致。
土壤植物处理系统（S-P系统）不仅利用土壤或陈垃圾的物化及生化作用，而且还利用了植物根系对微生物的强化和植物修复技术。1985-1986年在瑞典建立了大规模现场S-P系统进行试验，该系统占用了总面积为22公顷的填埋场中的4公顷，其中1.2公顷种植了柳树，另外2.8公顷种植了各种草本植物。试验结果表明，该系统兼有减少渗滤液量和降低渗滤液浓度的双重功能。
随着渗滤液处理标准的日益提高，仅靠以上某一种工艺难以保证渗滤液出水达到标排放，且很不经济。目前渗滤液处理主要是以厌氧生物工艺为预处理、好氧生物工艺为常规处理、自然生物处理或物化处理为后处理的组合处理工艺。根据文献调查，主要的工艺形式有：低氧-好氧活性污泥法、物化-活性污泥复合处理系统、厌氧-氧化沟-稳定塘工艺、厌氧-气浮-好氧-兼性塘工艺A/B复合处理系统、厌氧折流板工艺、CASS工艺、A²/O与混凝沉淀工艺等。
在污水处理领域里，生物处理技术相对比较稳定，而随着研究不断深入，很多新的物化技术涌现出来。这些新技术在继承常规物化技术优点的基础上，强化了处理效果，或是节省了运行成本等等。其中，改性硅藻土和电解催化氧化就是颇有竞争力的技术。
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