CN109694131A

CN109694131A - 一种垃圾渗滤液的脱氮方法及系统

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Publication number: CN109694131A
Application number: CN201910048986.2A
Authority: CN
Inventors: 刘敏
Original assignee: Jiangsu Yangtze River Delta Intelligent Water Research Institute Co Ltd
Current assignee: Jiangsu Yangtze River Delta Intelligent Water Research Institute Co Ltd
Priority date: 2019-01-18
Filing date: 2019-01-18
Publication date: 2019-04-30
Anticipated expiration: 2039-01-18
Also published as: CN109694131B

Abstract

本发明公开了一种垃圾渗滤液的脱氮方法及系统，该方法包括以下步骤：将垃圾渗滤液通入曝气池中，通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸形态；经处理后的垃圾渗滤液上清液进入厌氧池中，通过反硝化作用进行脱氮处理。本发明中方法和系统，以NH₄ ⁺—NO₂ ^‑—N₂为脱氮路线，有效降低或去除渗滤液中的氮含量，实现了对渗滤液脱氮的有效处理。

Description

一种垃圾渗滤液的脱氮方法及系统

技术领域

本发明涉及垃圾渗滤液处理领域，特别涉及一种垃圾渗滤液的脱氮方法及系统。

背景技术

垃圾渗滤液是几种难处理废水之一。中国城市建设研究院对全国292家中大型填埋场的调查显示：现有填埋场中，具有渗滤液处理系统的仅占61％，但其中49％的渗滤液处理没有达到国家固定的渗滤液排放标准，其与12％的填埋场渗滤液处理出水只能达到国家渗滤液三级排放标准。

垃圾渗滤液的处理一直是填埋场设计、运行和管理中非常棘手的问题。垃圾渗滤液是液体在填埋场重力流动的产物，主要来源于降水和垃圾本身的内含水。由于液体在流动过程中有许多因素可能影响到渗滤液的性质，包括物理因素、化学因素以及生物因素等，所以渗滤液的性质在一个相当大的范围内变动。垃圾渗滤液是一种成分复杂的有机废水，若不加处理而直接排入环境，会造成严重的环境污染。以保护环境为目的，对渗滤液进行处理是必不可少的。

垃圾渗滤液中排放标准中，一级标准规定NH₃-N的含量不高于15mg/L，二级标准规定NH₃-N的含量不高于25mg/L，三级标准无有效规定。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。渗滤液中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100mg/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担，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，影响生化处理系统有效的运行，高浓度游离氨也降低了微生物活性。

目前的氨氮处理方法是以曝气吹脱技术作为预处理，然后生物脱氮技术进行后处理。生物脱氮技术中的活性污泥法及其变形，如氧化塘等，存在污泥量大的缺点；短程硝化反硝化-厌氧氨氧化联合方法对NO₂ ^-/NH₄ ⁺比要求严格，对晚期渗滤液的处理效果较差，难以长时间可靠运行。常规生化技术难以较好处理低碳氮比的晚期渗滤液，未经有效处理的渗滤液进入环境中，将引致水体、土壤及整个生态系统的恶化如富营养化。

基于上述状况，本发明提供了一种垃圾渗滤液深度脱氮方法及系统，有效控制低碳氮比垃圾渗滤液中氨氮含量，避免高含量氮污染物渗入生态水网体系，保证渗滤液在人类活动中不影响人类健康，便于管理和再利用。

发明内容

为了解决上述问题，本发明人进行了锐意研究，提供了一种垃圾渗滤液深度脱氮方法及系统，以NH₄ ⁺—NO₂ ^-—N₂为脱氮路线，实现了对渗滤液脱氮的有效管理和处置，保证渗滤液在人类活动中不影响人类健康，从而完成本发明。

本发明的目的在于提供以下技术方案：

(1)一种垃圾渗滤液的脱氮方法，该方法包括以下步骤：

步骤1)，将垃圾渗滤液通入曝气池中，通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸形态；

步骤2)，经步骤1)处理后的垃圾渗滤液上清液进入厌氧池中，通过反硝化作用进行脱氮处理。

(2)一种垃圾渗滤液的脱氮系统，优选所述系统用于实施上述(1)所述的方法；所述垃圾渗滤液脱氮系统包括曝气池1和厌氧池2；

曝气池1中通有含氧气体并投加亚硝酸菌，通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸形态；

厌氧池2用于接收曝气池1处理后的垃圾渗滤液上清液，通过反硝化作用进行脱氮处理。

根据本发明提供的一种垃圾渗滤液的脱氮方法及系统，具有以下有益效果：

(1)本发明中，在硝化阶段通过控制曝气池条件，能够有效控制NH₄ ⁺转化为NO₂ ^-，节省了硝化曝气量，而且能大大减少活性污泥的产生；硝化过程产生的酸要少于完全硝化的产酸量，因此投碱量减少，便于体系条件的控制；

(2)本发明中，在硝化阶段加入石灰石填料且控制通入的渗滤液中总磷含量，不仅保证了硝化体系酸碱性，而且能够同时完成渗滤液中杂质磷的去除；

(3)本发明中反硝化阶段，采用特定用量比例的黄铁矿和菱铁矿，对脱氮具有协同增效的作用，保证了脱氮过程的高效进行，且有利于反硝化体系中微生物的生长代谢；

(4)本发明反硝化阶段填料中加入活性炭和生物炭，促进了生物膜的形成，降低脱氮耗时；

(5)本发明中厌氧池的结构设计，使得循环流动的反硝化过程得以实施，相较于静态脱氮或者一次性流动脱污，促进了微生物—填料—污染物之间的反应，脱氮效率更高。

附图说明

图1示出本发明一种优选实施方式的垃圾渗滤液脱氮系统结构示意图。

附图标号说明：

1-曝气池；

2-厌氧池；

11-排泥孔；

12-微纳米曝气机；

13-微纳米曝气管；

14-填料床；

21-反硝化床；

22-排污口；

23-进水口；

24-出水口。

具体实施方式

下面通过具体实施方式对本发明进行详细说明，本发明的特点和优点将随着这些说明而变得更为清楚、明确。

在这里专用的词“示例性”意为“用作例子、实施例或说明性”。这里作为“示例性”所说明的任何实施例不必解释为优于或好于其它实施例。尽管在附图中示出了实施例的各种方面，但是除非特别指出，不必按比例绘制附图。

如图1所示，本发明人进行了大量研究，提供了一种垃圾渗滤液深度脱氮方法，以有效控制渗滤液中氨氮和总氮含量。该方法包括以下步骤：

传统的硝化反应中，氨氮脱除经过好氧硝化(将NH₄ ⁺转化为NO₂ ^-和NO₃ ^-)和缺氧反硝化(将NO₂ ^-和NO₃ ^-转化为N₂)。参与这一过程的硝化细菌主要是自养菌，其能够从NH₄ ⁺和NO₂ ^-的氧化过程中获取能量而生长繁殖。反硝化细菌主要是异养菌，然而，很多废水，如垃圾渗滤液，缺乏足够的有机碳源，为了能实现较完全的反硝化过程，必须额外添加甲醇等物质作为有机碳源，这大大增加了生物脱氮处理工艺的成本。为了解决有机碳源不足难以有效脱氮的问题，本发明人对现有的脱氮工艺进行改进，以NH₄ ⁺—NO₂ ^-—N₂为脱氮路线，在缺氧反硝化阶段采用自养菌进行反硝化，实现了对传统的脱氮工艺的改进。

本发明中，垃圾渗滤液中氮主要以氨氮和硝酸盐形式存在，经过步骤1)后，多以NO₂ ^-和NO₃ ^-形式存在。

步骤1)中，通入曝气池的垃圾渗滤液COD为500～8000mg/L，氨氮为120～2000mg/L，磷为50～500mg/L，pH为7.0～8.5。

步骤1)中，曝气池中投加有亚硝酸菌，或选用含有亚硝酸菌的活性污泥，优选为含有亚硝酸菌的活性污泥。活性污泥是以好氧微生物为主体的褐色絮凝体，具有良好的自身凝聚和沉降性能，对有机物有很强的吸附凝聚和氧化分解能力，含有亚硝酸菌的活性污泥自然具有将NH₄ ⁺转化为NO₂ ^-的能力。

本发明步骤1)的关键在于控制亚硝酸的积累，阻止亚硝酸进一步氧化成硝酸。本发明人经过试验研究，对曝气池的运行参数进行了探索，确定曝气池中温度为30℃～40℃，优选为32℃～36℃；水力停留时间为1.0天～2.0天，优选为1.0天～1.5天；溶氧量为0.5～1.5mg/L，优选为0.5～1.0mg/L。

渗滤液和活性污泥中不可避免还含有硝酸菌，本发明人通过控制运行参数调整硝酸菌和亚硝酸菌的生长速率。通过试验发现，在操作温度30℃～40℃下，亚硝酸菌的生长速率明显高于硝酸菌的生长速率，亚硝酸菌的最小停留时间小于硝酸菌，利用这一特性，通过控制系统的水力停留时间使其介于硝酸菌和亚硝酸菌最小停留时间之间，从而使亚硝酸菌具有较高的浓度而硝酸菌被自然淘汰，维持稳定的亚硝酸积累。

本发明中曝气池采用间歇性曝气方式，以维持溶氧量介于0.5～1.5mg/L之间。亚硝酸菌对氧气的竞争强于硝酸菌，当溶氧量较低时，亚硝酸菌繁殖力强于硝酸菌，利于亚硝酸的积累。

在一种优选的实施方式中，曝气池中通入纳微气泡水以补充曝气池中的溶氧量。所述纳微气泡水为含有100～450nm尺寸微小气泡的水或水溶液，其溶氧量达到10～25mg/L。纳微气泡水中气泡相较于普通气泡尺寸小，在水中停留时间长，上升过程中体积减小，溃灭时产生活性氧自由基(羟基自由基)，对有机碳链起到有效降解作用(步骤2中采用厌氧自养菌除氮，步骤1中对有机碳链的降解利于出水COD的达标)。同时，小气泡分散相较于大气泡更均匀，利于调控体系中溶氧量。

本发明中，亚硝酸菌的最适生长pH为7.0～8.5，硝酸菌的最适生长pH为6.0～7.5，然而，随着硝化反应的进行，体系的酸性提高(如NH₃+O₂—HNO₂+4H⁺+4e^-)，体系将逐渐不利于亚硝酸菌的生长，增加了硝酸菌生长的趋势。

为此，本发明人经过研究，在曝气池中部横向设置填料床，填料床为壁面带有透孔的容器，内部填充石灰石颗粒。曝气池内壁上固定填料床的高度处设置朝向池体内部的凸起，用于支撑填料床，填料床可通过升降操作实施放置或更换。

石灰石的加入能够与硝化产生的酸反应，维持体系中pH介于7.0～8.5之间。然而，理论上石灰石的加入还会导致出水硬度的增加。

针对出水硬度问题，本发明创造性的将待处理渗滤液中的磷控制在设定的范围内，磷主要以磷酸盐的形式存在于渗滤液中，磷酸盐的存在使得钙离子能够与之发生沉淀反应，降低出水硬度，而渗滤液中存在的磷同时得到了去除。

反应过程如下式(1-1)～式(1-3)所示：

Ca²⁺+HPO₄ ^2-+2H₂O＝CaHPO₄·2H₂O(沉淀) 式(1-1)

2CaHPO₄·2H₂O+Ca²⁺＝Ca₃(PO₄)₂(沉淀)+2H⁺+2H₂O 式(1-2)

5Ca²⁺+4OH^-+3HPO₄ ^2-＝Ca₅OH(PO₄)₃(沉淀)+3H₂O 式(1-3)

在一种优选的实施方式中，所述石灰石颗粒的粒径为0.5～3.0cm；填料床壁面上透孔的粒径为0.01～0.05cm。石灰石的粒径不超过3.0cm，有足够的表面积以与酸发生反应，而粒径不低于0.5cm，颗粒粒径不会因减小过快而导致进入处理体系中过量，使得出水硬度过高。

本发明步骤1)中，将氨氮控制在亚硝酸形态阶段，节省了硝化曝气量，而且能大大减少活性污泥的产生；硝化过程产生的酸要少于完全硝化的产酸量，因此投碱量少，便于体系条件的控制。

本发明中，曝气池的底部设置排泥孔11，便于活性污泥的排出。

本发明中，步骤2)为反硝化反应。常规的晚期渗滤液可生化降解COD浓度低，经好氧硝化后COD浓度进一步降低，而传统的生物反硝化法的特点是异养微生物利用有机物作为电子供体还原硝酸根、亚硝酸根离子为氮气，这就需要保证甚至人为向体系中加入有机物，进而导致体系中有机物残存造成水质腐败的风险。

本发明人经过研究，发现脱氮硫杆菌以硫或硫化物为电子供体，以NO₂ ^-和NO₃ ^-为电子受体，进行自养反硝化，它在将硫或硫化物氧化为硫酸盐的同时，将水中的NO₂ ^-和NO₃ ^-还原为N₂。目前，应用最广泛的是硫/石灰石自养反硝化系统，将硫与石灰石块作为填料，按体积比填入反应滤柱中。然而，硫磺质软，在水体中长时间浸泡以后承受水体的冲击能力减弱，导致填料的强度不稳定，因而需要定期更换填料；同时石灰石仅起到调节酸碱性的作用，对脱氮效率无直接提升作用。

为解决上述问题，本发明人在反硝化体系中使用了一种新型电子供体，所述电子供体包括由黄铁矿和菱铁矿组成的复合物，其中黄铁矿中FeS₂的质量含量不小于60％，菱铁矿中FeCO₃的质量含量不小于30％。该电子供体配合脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌，实施脱氮。黄铁矿与菱铁矿的粒径介于10～50mm之间，黄铁矿与菱铁矿的体积比介于(10～1):1之间。

黄铁矿中成分FeS₂、以及菱铁矿中成分FeCO₃在脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌存在的条件下将NO₂ ^-和NO₃ ^-还原为N₂。黄铁矿分布广泛，其可于火成岩、沉积岩中生成，存在于煤矿及其他很多矿石和岩石中，一般将黄铁矿作为生产硫磺和硫酸的原料。菱铁矿矿石常在一些金属矿山作为伴生矿开采，低品位菱铁矿通常情况下没有得到利用，常在矿石开采中作为废石抛弃，造成资源浪费。将黄铁矿和菱铁矿复合用于渗滤液脱氮处理，提高了廉价资源或废弃矿石的利用率。

本发明人经过试验发现，脱氮硫杆菌以黄铁矿为硫源的脱氮效果优于硫磺，且其质地较硫磺坚硬，耐水冲击。在厌氧或缺氧条件下，脱氮硫杆菌以NO₂ ^-和NO₃ ^-作为电子受体进行自养反硝化的过程如下式(2-1)和式(2-2)所示：

5FeS₂+14NO₃ ^-+4H⁺＝7N₂+10SO₄ ^2-+5Fe²⁺+2H₂O 式(2-1)

3FeS₂+14NO₂ ^-+4H₂O＝7N₂+6SO₄ ^2-+3Fe²⁺+8OH^- 式(2-2)

可知，脱氮硫杆菌以NO₂ ^-和NO₃ ^-作为电子受体脱氮时分别为消耗H⁺和产生OH^-的过程，由于步骤1)中氨氮转化为NO₂ ^-且渗滤液中必然还含有NO₃ ^-，上述反应均会发生。

亚铁氧化菌以FeS₂中Fe²⁺作为电子供体，在缺氧或厌氧的条件下将NO₂ ^-和NO₃ ^-还原为N₂，过程如式(2-3)和式(2-4)所示。

5FeS₂+3NO₃ ^-+9H₂O＝1.5N₂+5Fe(OH)₃+10S+3OH^- 式(2-3)

FeS₂+NO₂ ^-+2H₂O＝0.5N₂+Fe(OH)₃+2S+OH^- 式(2-4)

可知，脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌能够以同样的物质FeS₂作为电子供体，实施脱氮反应，亚铁氧化菌脱氮过程中产生的S又可作为电子供体进行脱氮，黄铁矿FeS₂的利用率极高。亚铁氧化菌脱氮过程中产生OH^-，该反应倾向于使得体系碱度上升。

然而，本发明人经过试验还发现，在湿润和空气接触的情况下，黄铁矿中FeS₂会自发地被氧化，产生酸性液体。虽然步骤2)为厌氧环境，但不可避免的会存在溶氧情况(如通入的渗滤液中溶氧)。FeS₂的易氧化性，在整体上使步骤2)中体系呈现酸性。

氧化过程见式(2-5)～式(2-9)：

2FeS₂+O₂+4H⁺＝2Fe²⁺+4S+2H₂O 式(2-5)

4Fe²⁺+O₂+4H⁺＝4Fe³⁺+2H₂O 式(2-6)

FeS₂+2Fe³⁺＝3Fe²⁺+2S 式(2-7)

2S+12Fe³⁺+8H₂O＝12Fe²⁺+2SO₄ ^2-+16H⁺ 式(2-8)

2S+3O₂+2H₂O＝2SO₄ ^2-+4H⁺ 式(2-9)

亚铁氧化菌还能够以菱铁矿中Fe²⁺作为电子供体，在缺氧或厌氧的条件下将NO₂ ^-和NO₃ ^-还原为N₂，过程如式(2-10)和式(2-11)所示：

5FeCO₃+NO₃ ^-+8H₂O＝0.5N₂+5Fe(OH)₃+5CO₂+OH^- 式(2-10)

6FeCO₃+2NO₂ ^-+10H₂O＝N₂+6Fe(OH)₃+6CO₂+2OH^- 式(2-11)

可以看出，亚铁氧化菌以NO₂ ^-和NO₃ ^-作为电子受体脱氮时均为产生OH^-的过程，若单独使用菱铁矿，必然使体系中碱度升高。

本发明中，黄铁矿和菱铁矿配合使用，具备以下有益效果：

(i)黄铁矿作为电子供体在脱氮过程中整体为产酸的过程，菱铁矿作为电子供体在脱氮过程中为产碱的过程，两者通过配比调节，可以维持脱氮体系pH稳定，利于微生物的生长代谢；

(ii)与黄铁矿和菱铁矿配合作用的自养脱氮微生物脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌共同存在，利于脱氮效率的提升；同时微生物产生的生物膜能够对渗滤液中颗粒物、重金属和有机物产生吸附或吸收，利于相关污染物的去除；

(iii)菱铁矿的加入不仅能够起到调节体系pH的作用，而且其能够与黄铁矿氧化反应产生的酸作用生成CO₂，利用亚铁氧化菌与其进行的脱氮反应产生CO₂，CO₂作为自养微生物存活的碳源，减少了额外碳源的加入；

(iv)黄铁矿和菱铁矿的脱氮过程中，铁元素最终会转化为絮状Fe(OH)₃，Fe(OH)₃具有与生物膜相似的作用，其能够用于微生物的附着，产生反应热区，利于脱氮，同时絮状形体状对渗滤液中颗粒物、重金属等同样具有吸附作用，降低相关杂质出水含量。

在一种优选的实施方式中，由于黄铁矿和菱铁矿相较于现有技术中硫磺等填料质地坚硬，不易冲击破碎，因而其不需填充进入微孔空心球等载体中，降低了污水处理工艺中填料的加工复杂度，同时渗滤液直接与填料大面积接触，利于处理效率的提升。

在一种优选的实施方式中，在厌氧池不同高度横向设置多个反硝化床，所述反硝化床为壁面带有透孔的容器，内部填充黄铁矿和菱铁矿颗粒。厌氧池内壁上固定反硝化床的高度处设置朝向池体内部的凸起，用于支撑填料床，反硝化床可通过升降操作实施放置或更换。

在一种优选的实施方式中，反硝化床中填料的总高度占厌氧池整体高度的30％～60％，优选为40％～50％。

在一种优选的实施方式中，反硝化床壁面上透孔的粒径为0.2～0.5mm。上述提到，黄铁矿与菱铁矿的粒径介于10～50mm之间，有足够的表面积以与渗滤液接触，而粒径不低于10mm，不会因颗粒堆积密度过大，增加渗滤液进入填料内部的难度，利于生物膜的生成以及渗滤液的脱氮反应效率的提高。

在一种优选的实施方式中，厌氧池底部设置排污口和进水口，进水口高度高于排污口；厌氧池上部设置出水口。进水口和出水口位于厌氧池外部的管道均设置出水分支，出水口的一个分支与进水口的一个分支连通，形成出水—进水循环，出水口的另一个分支将处理后的渗滤液排出厌氧池，进水口的另一个分支将曝气池中上清液输入厌氧池中。

也就是说，本发明中厌氧池能够采用水循环的方式进行脱污，促进了微生物—填料—污染物之间的反应，相较于静态脱污或者一次性流动脱污，效率更高。

本发明人经过研究发现，传统脱氮方式中，微生物普遍以游离态分散在污水处理体系中，如活性污泥和上层污水中，况且自养微生物普遍存在生长较慢的特点，对于本发明中填料型污水处理工艺存在填料表面生成生物膜速度慢、微生物投放需大大过量、脱污时间长等弊端。

为此，本发明人向黄铁矿与菱铁矿填料中掺杂有活性炭和/或生物炭，其中，生物碳上负载脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌。微生物通过载体结合法(如陈朝晖,张涵等.生物炭及其固定化微生物对垃圾堆肥的除臭增效作用(英文)[J].科学技术与工程,2013,13(32):9592-9597+9618.记载方法)固定在生物炭上。

生物炭与黄铁矿和菱铁矿紧密接触，空间距离小，微生物能够利用菱铁矿产生的碳源加快繁殖效率，且由于分布集中及流动性小，可以在黄铁矿和菱铁矿表面快速成膜。

而生物炭和活性炭本身为多孔介质，具有较多的孔隙结构及相应的吸附能力，为微生物提供了适宜生存和繁殖的场所，便于微生物的富集，提高微生物的活性和繁衍速度，这样即可利于微生物在黄铁矿和菱铁矿表面快速成膜。同时，生物炭和活性炭的多孔性能决定其具有较大的表面积，对区域水中的有机物可进行大量吸附，这就减少了微生物与有机物的反应距离，便于了对有机物的去除。

在一种优选的实施方式中，活性炭和/或生物炭的体积与黄铁矿和菱铁矿整体的体积比为1：(10～50)，优选为1：(20～30)。

为了促进生物膜的形成，在采用生物炭时，还需同时向反硝化体系中投加脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌，但投加量可相较于不加入活性炭和/或生物炭时更少。

在一种优选的实施反式中，活性炭和/或生物炭粒径为0.5～5.0mm。

在本发明中，步骤2)的反硝化温度为5℃～40℃，优选为10℃～30℃；pH为6.5～8.5，优选为7.0～8.0。

本发明的另一方面，在于提供一种垃圾渗滤液脱氮系统，如图1所示，所述垃圾渗滤液脱氮系统包括曝气池和厌氧池，其中，

曝气池1中通有含氧气体并投加有亚硝酸菌，通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸形态；优选地，亚硝酸菌以含有亚硝酸菌的活性污泥的形式加入曝气池1中；

在本发明中，垃圾渗滤液COD为500～8000mg/L，氨氮为120～2000mg/L，磷为50～500mg/L，pH为7.0～8.5。

在本发明中，曝气池1的底部设置排泥孔11，便于活性淤泥的排出。

在一种优选的实施方式中，曝气池1中温度为30℃～40℃，优选为32℃～36℃；水力停留时间为1.0天～2.0天，优选为1.0天～1.5天；溶氧量为0.5～1.5mg/L，优选为0.5～1.0mg/L。

在一种优选的实施方式中，微纳米曝气机12通过微纳米曝气管13与曝气池1下部或底部连通，向曝气池1中通入纳微气泡水补充曝气池1中的溶氧量。所述纳微气泡水为含有100～450nm尺寸的微小气泡的水或水溶液，其溶氧量达到10～25mg/L。

在一种优选的实施方式中，在曝气池1中部横向设置填料床14，所述填料床14为壁面带有透孔的容器，内部填充石灰石颗粒。优选地，所述石灰石颗粒的粒径为0.5～3.0cm；填料床壁面上透孔的粒径为0.01～0.05cm。曝气池1内壁上固定填料床的高度处设置朝向池体内部的凸起，用于支撑填料床，填料床可通过升降操作实施放置或更换。

在本发明中，在厌氧池2不同高度横向设置多个反硝化床21，所述反硝化床21为壁面带有透孔的容器，内部填充黄铁矿和菱铁矿颗粒。厌氧池2内壁上固定反硝化床的高度处设置朝向池体内部的凸起，用于支撑填料床。

在一种优选的实施方式中，反硝化床21中填料的总高度占厌氧池2整体高度的30％～60％，优选为40％～50％。其中黄铁矿中FeS₂的质量含量不小于60％，菱铁矿中FeCO₃的质量含量不小于30％，黄铁矿与菱铁矿的体积比介于(10～1):1之间。

在一种优选的实施方式中，反硝化床21壁面上透孔的粒径为0.2～0.5mm，黄铁矿与菱铁矿的粒径介于10～50mm之间。

在一种优选的实施方式中，厌氧池2底部设置排污口22和进水口23，进水口23高度高于排污口22；厌氧池2上部设置出水口24。进水口23和出水口24位于厌氧池2外部的管道均设置出水分支，出水口24的一个分支与进水口23的一个分支连通，形成出水—进水循环，出水口24的另一个分支将处理后的渗滤液排出厌氧池2，进水口23的另一个分支将曝气池1中上清液输入厌氧池2中。

在一种优选的实施方式中，向黄铁矿与菱铁矿填料中掺杂有活性炭和/或生物炭，其中，生物碳上负载脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌。活性炭和/或生物炭的体积与黄铁矿和菱铁矿整体的体积比为1：(10～50)，优选为1：(20～30)。活性炭和/或生物炭粒径为0.5～5.0mm。

实施例

实施例1

一种垃圾渗滤液的脱氮方法，垃圾渗滤液的脱氮处理通过如图1所示的系统实现。垃圾渗滤液COD为2155mg/L，氨氮为1727mg/L，总氮为2619mg/L，总磷为85mg/L，pH为7.7。

垃圾渗滤液进入曝气池中，曝气池中投加富含亚硝酸菌的活性污泥，亚硝酸菌的量不低于2.1×10⁷CFU/mL。控制曝气池中温度为32℃～36℃；水力停留时间为24h；采用纳微气泡水间歇供气，维持曝气池中溶氧量为0.5～0.6mg/L。曝气池中部横向设置填料床，内部填充石灰石颗粒，石灰石颗粒的粒径为0.5～3.0cm，维持体系中pH介于7.0～8.5之间。

经曝气池处理后的上清液进入厌氧池中，在厌氧池不同高度横向设置三个反硝化床，填充有黄铁矿与菱铁矿，上清液没过反硝化床，反硝化床中填料的总高度占厌氧池整体高度的50％，反硝化床壁面上透孔的粒径为0.2～0.5mm。黄铁矿与菱铁矿的粒径介于10～50mm之间；黄铁矿与菱铁矿的体积比为10:1。

厌氧池底部设置排污口和进水口，进水口高度高于排污口；厌氧池上部设置出水口。进水口和出水口位于厌氧池外部的管道均设置出水分支，出水口的一个分支与进水口的一个分支连通，形成出水—进水循环，出水口的另一个分支将处理后的渗滤液排出厌氧池，进水口的另一个分支将曝气池中上清液输入厌氧池中。本发明中厌氧池采用水循环的方式进行脱污，以促进微生物—填料—污染物之间的反应，厌氧池中反硝化脱氮时间为24h。

厌氧池中投加脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌，其挂膜过程包括：连续通入厌氧池中上清液进行驯化，使脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌在填料上附着生长，产生生物膜。挂膜成功后，输入厌氧池中上清液，使得废水与反硝化床充分接触，实施脱氮。

结果显示，经脱氮系统处理后的垃圾渗滤液，COD 71.4mg/L，氨氮为17mg/L，总氮为22.4mg/L，总磷为0.7mg/L；COD去除率为96.7％，氨氮去除率为99.0％，总氮去除率为99.1％，总磷去除率为99.2％。

实施例2和对比例1

垃圾渗滤液的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，实施例2和对比例1硝化阶段的水力停留时间分别为36h和48h。

表1

实施例/对比例	硝化阶段水力停留时间	氨氮去除率
			实施例1	24h	99.0％
实施例2	36h	97.7％
			对比例1	48h	85.1％

实施例3～4和对比例2

垃圾渗滤液的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，实施例3～4和对比例2硝化阶段的溶氧量为1.0～1.1mg/L、1.5～1.6mg/L和2.0～2.2mg/L。

表2

实施例/对比例	硝化阶段溶氧量	氨氮去除率
			实施例1	0.5～0.6mg/L	99.0％
实施例3	1.0～1.1mg/L	99.3％
			实施例4	1.5～1.6mg/L	98.2％
对比例2	2.0～2.2mg/L	82.6％

实施例5～6和对比例3～4

垃圾渗滤液的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，反硝化阶段，实施例5～6和对比例3～4中黄铁矿与菱铁矿的体积比介于5:1、1:1、1:5和1:10。

表3

实施例7和对比例5

垃圾渗滤液的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，反硝化阶段，实施例7和对比例5中反硝化床中填料的总高度占厌氧池整体高度分别为30％和10％。

表4

实施例/对比例	反硝化床的高度	氨氮去除率	总氮去除率
				实施例1	50％	99.0％	99.1％
实施例7	30％	97.5％	98.0％
				对比例5	10％	80.1％	80.6％

实施例8～13

垃圾渗滤液的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，反硝化阶段，实施例8～13中黄铁矿和菱铁矿中掺杂入活性炭和生物活性炭。活性炭和生物炭与黄铁矿和菱铁矿整体的体积比为1:10、1:30和1:50。

表5

对比例6

垃圾渗滤液的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，对比例6硝化阶段不设置填料床。此时，最终出水氨氮去除率为82.9％，总磷去除率52.5％。

对比例7

垃圾渗滤液的脱氮方法与实施例1相同，区别仅在于，反硝化阶段，对比例7中黄铁矿和菱铁矿的粒径为100mm。此时，最终出水氨氮去除率为94.5％。

以上结合具体实施方式和/或范例性实例以及附图对本发明进行了详细说明，不过这些说明并不能理解为对本发明的限制。本领域技术人员理解，在不偏离本发明精神和范围的情况下，可以对本发明技术方案及其实施方式进行多种等价替换、修饰或改进，这些均落入本发明的范围内。本发明的保护范围以所附权利要求为准。

Claims

1.一种垃圾渗滤液的脱氮方法，其特征在于，该方法包括以下步骤：

2.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤1)中，通入的曝气池的垃圾渗滤液COD为500～8000mg/L，氨氮为120～2000mg/L，磷为50～500mg/L，pH为7.0～8.5。

3.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤1)中，曝气池中投加有亚硝酸菌，或选用含有亚硝酸菌的活性污泥，优选为含有亚硝酸菌的活性污泥；

曝气池中温度为30℃～40℃，优选为32℃～36℃；

水力停留时间为1.0天～2.0天，优选为1.0天～1.5天；

溶氧量为0.5～1.5mg/L，优选为0.5～1.0mg/L。

4.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，在曝气池中部横向设置填料床，所述填料床为壁面带有透孔的容器，内部填充石灰石颗粒；

优选地，所述石灰石颗粒的粒径为0.5～3.0cm；填料床壁面上透孔的粒径为0.01～0.05cm。

5.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤2)中，向反硝化体系中加入电子供体，所述电子供体包括由黄铁矿和菱铁矿组成的复合物，其中黄铁矿中FeS₂的质量含量不小于60％，菱铁矿中FeCO₃的质量含量不小于30％；

优选地，黄铁矿与菱铁矿的体积比介于(10～1):1之间。

6.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤2)中，在厌氧池不同高度横向设置多个反硝化床，所述反硝化床为壁面带有透孔的容器，内部填充黄铁矿和菱铁矿颗粒；

反硝化床中填料的总高度占厌氧池整体高度的30％～60％，优选为40％～50％。

7.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤2)中，黄铁矿与菱铁矿的粒径介于10～50mm之间。

8.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，步骤2)中，向黄铁矿与菱铁矿填料中掺杂有活性炭和/或生物炭，其中，生物碳上负载脱氮硫杆菌和亚铁氧化菌；

优选地，活性炭和/或生物炭的体积与黄铁矿和菱铁矿整体的体积比为1：(10～50)，优选为1：(20～30)。

9.一种垃圾渗滤液的脱氮系统，优选所述系统用于实施权利要求1至8之一所述的方法，其特征在于，所述垃圾渗滤液脱氮系统包括曝气池(1)和厌氧池(2)，

曝气池(1)中通有含氧气体并投加亚硝酸菌，通过硝化作用将氨氮转化为亚硝酸形态；

厌氧池(2)用于接收曝气池(1)处理后的垃圾渗滤液上清液，通过反硝化作用进行脱氮处理。

10.根据权利要求9所述的脱氮系统，其特征在于，厌氧池(2)底部设置排污口(22)和进水口(23)，进水口(23)高度高于排污口(22)；厌氧池(2)上部设置出水口(24)；

进水口(23)和出水口(24)位于厌氧池(2)外部的管道均设置出水分支，出水口(24)的一个分支与进水口(23)的一个分支连通，形成出水—进水循环，出水口(24)的另一个分支将处理后的渗滤液排出厌氧池(2)，进水口(23)的另一个分支将曝气池(1)中上清液输入厌氧池(2)中。