CN101618922A - 填埋场渗滤液的处理方法 - Google Patents

Abstract

一种废水处理技术领域的填埋场渗滤液的处理方法：步骤一，将填埋场渗滤液通过铁屑层，过滤；步骤二，将步骤一所得滤液依次通过矿化垃圾层和石子层，过滤；步骤三，再将步骤二所得滤液依次通过矿化垃圾层和石子层，过滤，得净化水。本发明中Fe与矿化垃圾中的部分碳物质，结合形成内电解，生成的Fe²⁺作为后续矿化垃圾生物反应床需要的催化剂和微生物絮凝剂，强化矿化垃圾的生物反应作用，最终降低渗滤液的COD_Cr和氨氮，在解决渗滤液尾水达标排放的基础上，降低处理成本。

Description

填埋场渗滤液的处理方法

技术领域

本发明涉及一种废水处理技术领域的处理方法，具体是一种填埋场渗滤液的处理方法。

背景技术

我国城市生活垃圾清运量以年均大于8％的速度递增，生活垃圾可控点源排放的渗滤液年产量在2900万吨左右，而1吨渗滤液所含污染物浓度相当于100吨城市污水的浓度。渗滤液由于毒性大、水质复杂、水量波动大、有机物和氨氮浓度高、营养元素比例失调等特性，其仍存在很大的问题。目前我国部分渗滤液没有进行任何处理就直接排放，对周围环境造成了严重污染。

生物处理作为填埋场渗滤液处理所必需的工序，在渗滤液处理中得到广泛的应用，一般填埋场会采用调节池-厌氧塘-兼氧塘的处理工艺，但其出水COD仍然在3000～5000mg/L左右，氨氮出水则在100～1000mg/L左右，而经后续常规好氧处理后，其COD和氨氮仍分别高达500～2000mg·L^-1和100～500mg·L^-1，这些残余渗滤液中含有多种难生物降解的有机物、大量无机盐以及复杂的络合物和鳌合物。水质指标只能接近或达到国家渗滤液的纳管标准(COD＜1000mg/L)，往往需要采用物化处理工艺对其进行深度处理，才有可能达到目前普遍要求的《生活垃圾填埋场污染控制标准GB 16887-1997》二级标准，但目前常用的一些深度处理技术，如：反渗透、活性碳吸附、Fenton(芬顿)氧化、电解处理等，由于处理成本高、操作较为复杂，不大适合渗滤液的大规模处理现状。

申请人在对填埋场稳定化的多年研究发现，填埋场封场数年(南方地区一般8～10年)后，垃圾中易降解物质完全或接近完全降解，此时填埋场表面沉降量非常小(如小于1cm/a)，垃圾本身已很少或不产生渗滤液和填埋气，垃圾中可生物降解含量(BDM)较小(如＜2.55％)，渗滤液COD浓度较低，垃圾填埋场达到稳定化状态即无害化状态，此时的腐熟垃圾臭味降低、易自然晾筛。其中的细料物质(Φ≤100mm)外观类似腐殖质、呈微团聚体状、质地疏松、具有无数极微孔隙和巨大的表面积，且富含有机质、通透性好、阳离子交换容量高，加之其上因特殊形成过程而附着生长的种类繁多、数量庞大、适应性强的微生物群落和各种活性酶，对纤维素、木质素、多环芳烃等难降解有机物有与生俱来的亲合性和降解能力，因此非常适于用作优良高效的污水净化基质。

同时，内电解处理能有效改变污水中部分难降解物质结构形态，从而提高废水的生物可降解性。内电解一般采用铁屑(较多使用铸铁屑)与其它的一些物质(比如C、沸石等)组成反应系统。当铸铁浸没在废水溶液中时，就构成了成千上万个细小的微电池回路，纯铁为阳极，碳化铁及杂质则成为阴极，发生内部电解反应，构成铁内部的微观原电池。同时碳(石墨、焦碳、活性炭、煤等)等惰性材料与铁屑等接触，形成宏观原电池。原电池反应过程中，电极反应生成的产物具有较高的化学活性，在中性或酸性的环境中，铸铁电极本身及其所产生的新生态[H]、Fe²⁺等均能与废水中某些有机成分发生氧化还原反应，将大分子物质裂解为小分子，将难降解基团转化为易降解的基团，提高废水的可生化性。因此，总的来说，铁屑内电解法是集氧化还原、絮凝吸附、催化氧化、络合、电沉积以及共沉淀等作用于一体的，能提高可生物降解性的良好处理单元。但矿化垃圾生物反应床处理渗滤液过程中，由于占地面积大、受温度影响严重等因素，使得其推广过程受到一定程度的限制。而内电解反应过程中，其活性碳的投资成本相对过大，特别是内电解的板结问题，严重影响了其进一步利用。

经对现有技术的文献检索发现，中国专利授权公告号为CN1120131C(公告日：2003.9.3)的专利说明书披露了如下内容：采用填埋场稳定化垃圾或矿化垃圾组成生物反应床，然后用泵将垃圾渗滤水通过布水器喷洒在反应床内的矿化垃圾上，渗滤水通过矿化垃圾的吸附和降解达到净化效果，部分解决了渗滤液处理不达标问题。本发明要解决的技术问题是：难降解物质去除效果差，填埋场渗滤液净化之后处理的成本较高。

发明内容

本发明的目的在于克服现有技术的不足，提供一种填埋场渗滤液的处理方法。本发明中Fe与矿化垃圾中的部分碳物质，结合形成内电解，生成的Fe²⁺作为后续矿化垃圾生物反应床需要的催化剂和微生物絮凝剂，强化矿化垃圾的生物反应作用，最终降低渗滤液的COD_Cr和氨氮，在解决渗滤液尾水达标排放的基础上，降低处理成本。

本发明是通过以下的技术方案实现的：

本发明涉及一种填埋场渗滤液的处理方法，包括如下步骤：

步骤一，将填埋场渗滤液通过铁屑层，过滤；

步骤二，将步骤一所得滤液依次通过矿化垃圾层和石子层，过滤；

步骤三，再将步骤二所得滤液依次通过矿化垃圾层和石子层，过滤，得净化水。

步骤一中，所述填埋场渗滤液：COD为700～5000mg/L，氨氮浓度为100～400mg/L，SS值＜600mg/L。

步骤一中，所述铁屑层，其中的铁片经过稀酸处理，铁片的尺寸为：0＜宽＜1cm，1＜长＜5cm。

步骤一中，所述铁屑层的底部设有透水性支撑板，支撑板上分布有直径为5～10mm的孔。

步骤二和步骤三中，所述矿化垃圾为填埋6～10年的矿化垃圾。

步骤二和步骤三中，所述矿化垃圾为：0＜粒径＜100cm的矿化垃圾筛分细料。

步骤二和步骤三中，所述矿化垃圾为：40＜粒径＜60mm的矿化垃圾筛分细料。

步骤二和步骤三中矿化垃圾层的质量之和与步骤一中铁屑层的质量的比值为(10～20)∶1。

本发明中，铁与填埋场渗滤液中的一些污染物发生还原作用，破坏发色、助色基团的结构，提高填埋场渗滤液的生物可降解性。随着铁的腐蚀氧化不断增强，渗滤液中部分氨氮可能直接被氧化为氮气而去除，具体反应见公式：

6Fe³⁺+2NH₄ ⁺→6Fe²⁺+N₂+8H⁺    ΔG^Θ＝-100kJ

铁还可通过原电池作用产生阴极氢气作为供氢源，促使硝酸氮进行生物自养反硝化反应。随着金属铁腐蚀反应的进行，自养反硝化菌不断地生长和还原硝酸氮。

总体方程式可以用公式：

5Fe⁰+2NO₃ ^-+6H₂O→5Fe²⁺+N₂+12OH^-    ΔG^Θ＝-1147kJ

在生物铁内电解反应体系中，产生的亚铁离子和三价铁离子，均能与PO₄ ^3-生成沉淀，同时Fe³⁺和OH^-及PO₄ ^3-之间的强亲和力，可能会生成Fe_2.5PO₄(OH)₄₅及Fe_1.5H₂PO₄(OH)_3.8等难溶络合物，且生成的络合物表面有很强的吸附作用，从而使生物铁内电解反应床的总磷去除效率得到进一步的提高。

与现有技术相比，本发明具有如下的有益效果：本发明中Fe与矿化垃圾中的部分碳物质，结合形成内电解，生成的Fe²⁺作为后续矿化垃圾生物反应床需要的催化剂和微生物絮凝剂，强化矿化垃圾的生物反应作用，最终降低渗滤液的COD_Cr和氨氮，在解决渗滤液尾水达标排放的基础上，降低其处理成本。同时由于铁层主要位于床体上部，既可以方便铁层流失后的添加工作，而且一旦发生板结作用，可方便进行对床体堵塞或致密层进行铲除、翻挖或更新。

附图说明

图1为现有技术中的填埋场渗滤液的处理装置示意图；

图2生物铁内电解反应床出水COD随时间的变化关系示意图；

图3生物铁内电解反应床出水氨氮的效果示意图；

图4生物铁内电解反应床对渗滤液COD去除性能示意图；

图5生物铁内电解反应床对渗滤液氨氮去除性能示意图；

图6生物铁内电解反应床出水COD的变化趋势示意图；

图7生物铁内电解反应床出水氨氮的变化趋势示意图。

具体实施方式

下面结合附图对本发明的实施例作详细说明：本实施例在以本发明技术方案为前提下进行实施，给出了详细的实施方式和具体的操作过程，但本发明的保护范围不限于下述的实施例。

实施例1

图1为现有技术中的填埋场渗滤液的处理装置示意图，过滤前将各过滤层填充至桶体中，之后进行过滤。填埋场渗滤液经过桶体中的过滤层，过滤，完成净化。本实施例中的填埋场渗滤液的具体性质如表1所示，构建床体所用矿化垃圾的具体性质如表2所示。

表1进水水质指标(mg/L)

外观	pH	CODCr	TOC	TN	NH3-N	电导率
							黑色	7.56	937	146.8	551.5	135.3	10120

表2矿化垃圾的基本性质(填埋龄8年，筛分粒径≤40mm)

性质	容重(g/cm3)	孔隙度(％)	渗透系数(cm/min)	阳离子交换量(毫克当量/g干垃圾)	有机质(g/kg)	细菌总数(106个/g干垃圾)
							数值	0.75	37.25	2.152	65.4	102.5	7.2

以Fe和矿化垃圾(指桶体内各层的矿化垃圾质量之和)以质量比为1∶20的比例构建生物铁内电解反应床；铁屑层的底部设有透水性支撑板，支撑板上分布有直径为7mm的孔；其中铁屑层510g，矿化垃圾10.2Kg，混合均匀，装填入桶体中，顶部喷淋填埋场渗滤液(SS值为590mg/L)，溢流进入生物铁内电解反应床。系统经30d进水浓度梯度增加驯化后，间歇运行，干湿比＝20∶1，固液比＝50∶1，出水水质COD、NH₃-N如图2和3所示。从中可以看出，渗滤液出水能稳定达到二级排放标准(COD＜300mg/L，氨氮＜25mg/L)。

实施例2

采用内径为10cm和高度为1.0m的PVC柱，在其中填充各过滤层。其中反应床体由5cm高的碎石承托层、主体反应层(其中反应床主体反应层由矿化垃圾和对应的废铁屑按质量比10∶1组成，Fe层在上而矿化垃圾层在下)和5cm超高组成；铁屑层的底部设有透水性支撑板，支撑板上分布有直径为10mm的孔；矿化垃圾的粒径为40～60mm，填埋10年。所用废铁屑来源于金属机械加工厂加工合金钢零件时车床切削出的碎铁片，铁屑宽约4mm，厚约1mm，呈卷曲状，使用前用1％的盐酸浸泡12h，洗去表面氧化物质，再用清水反复冲洗干净。

填埋场渗滤液(SS值为500mg/L)和所用矿化垃圾性质分别见表3和表4。运行参数为固液比为100∶1，运行周期为3h，水力负荷为0.08m³/m³矿化垃圾，反应结果见图4和5。COD去除率达到90％～96.8％，出水为极淡黄偏白色，可稳定达到二级排放标准，在反应床运行20d时，其出水COD满足GB16889-1997一级排放标准，说明其气温较高时期，效果更佳，能达到更高的排放要求。

表3进水水质指标(mg/L)

COD	BOD5	色度	pH	NH3-N	TN	TP
							1150-4750	195-1619	1200-1800	7.4-8.5	100-400	80.5-2359	1.89-29

注：以上参数除pH值、色度外，所用单位为mg/L。

表4矿化垃圾的基本性质

饱和水力渗透系数(Ks)	含水率(％)	有机质含量(％)	pH	总氮(g/kg)	总磷(g/kg)	阳离子交换量(毫克当量/100g干垃圾)
							0.994	30.5	10.25	7.6	5.19	7.42-7.78	66.7

实施例3

填埋场渗滤液的具体性质如表5所示，

表5进水水质指标(mg/L)

	CODCr	pH	电导率	氨氮	TOC	TN
							三级水	701	7.47	10010	135	398.9	510.8

注：电导率单位为(μs/cm)；pH无单位，其余指标为mg/L。

本实施中铁屑层的质量为510g，矿化垃圾层的质量(桶体内各层的矿化垃圾质量之和)为4.65Kg；所用铁屑中的铁片的尺寸为：0＜宽＜1cm，1＜长＜5cm；填埋场渗滤液(SS值为400mg/L)进入到桶体中，经过铁屑层，矿化垃圾层和石子层的过滤，由出水口流出；铁屑层的底部设有透水性支撑板，支撑板上分布有直径为5mm的孔；其中，矿化垃圾为填埋6年的矿化垃圾，进水流速：10mL/h；反应性质：连续反应。从图6中可以看出：经生物铁内电解反应床处理后，二级水的COD_Cr能从701mg/L降到300mg/L以下，达到国家出水的二级指标，体现了较强的处理能力。从图7中可以看出：矿化垃圾对氨氮的处理效果显著，从135.3mg/L降到10mg/L左右。这是因为发生了硝化反应，将NH₃转化成NO^2-、NO^3-降低了氨氮。

从以上三个实例可以看出：生物铁内电解反应过程，对于经过生物处理后渗滤液尾水具有良好的COD和氨氮去除能力，其出水能够满足《中华人民共和国国家标准---生活垃圾填埋污染控制标准》(GB16889-1997)的标准。

Claims (8)

1、一种填埋场渗滤液的处理方法，其特征在于，包括如下步骤：

步骤一，将填埋场渗滤液通过铁屑层，过滤；

步骤二，将步骤一所得滤液依次通过矿化垃圾层和石子层，过滤；

步骤三，再将步骤二所得滤液依次通过矿化垃圾层和石子层，过滤，得净化水。

2、根据权利要求1所述的填埋场渗滤液的处理方法，其特征是，步骤一中，所述填埋场渗滤液：COD为700～5000mg/L，氨氮浓度为100～400mg/L，SS值＜600mg/L。

3、根据权利要求1所述的填埋场渗滤液的处理方法，其特征是，步骤一中，所述铁屑层，其中的铁片经过稀酸处理，铁片的尺寸为：0＜宽＜1cm，1＜长＜5cm。

4、根据权利要求1所述的填埋场渗滤液的处理方法，其特征是，步骤一中，所述铁屑层的底部设有透水性支撑板，支撑板上分布有直径为5～10mm的孔。

5、根据权利要求1所述的填埋场渗滤液的处理方法，其特征是，步骤二和步骤三中，所述矿化垃圾为填埋6～10年的矿化垃圾。

6、根据权利要求1所述的填埋场渗滤液的处理方法，其特征是，步骤二和步骤三中，所述矿化垃圾为：0＜粒径＜100cm的矿化垃圾筛分细料。

7、根据权利要求6所述的填埋场渗滤液的处理方法，其特征是，步骤二和步骤三中，所述矿化垃圾为：40＜粒径＜60mm的矿化垃圾筛分细料。

8、根据权利要求1所述的填埋场渗滤液的处理方法，其特征是，步骤二和步骤三中矿化垃圾层的质量之和与步骤一中铁屑层的质量的比值为(10～20)∶1。

Images