CN112960764B - 一种垃圾渗滤液脱氮方法 - Google Patents

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Abstract

本发明公开了一种垃圾渗滤液脱氮方法，涉及垃圾渗滤液处理技术领域。该脱氮方法，包括：菌株培养，对脱氮副球菌、硝化菌、铜绿假单胞菌进行分别进行一级斜面培养、二级液体培养得到微生物菌液，再进行混合得到复合微生物菌液，离心去除上清液获取菌体，再与垃圾渗滤液生化前的厌氧污泥混合得到菌种；菌株活化：将种子菌种置于生化滤池底部，加入上述的填料；将活化废水以下进上出方式通过生化滤池，进行活化；垃圾渗滤液脱氮：停止通活化废水，在垃圾渗滤液中添加碳源后，以下进上出方式通垃圾渗滤液进行脱氮处理。本发明提供的脱氮方法可直接对低碳氮比的垃圾渗滤液生化出水进行快速生物脱氮，同时还可进一步降低出水的CODcr。

Description

一种垃圾渗滤液脱氮方法
技术领域
本发明属于垃圾渗滤液处理技术领域，具体涉及一种垃圾渗滤液脱氮方法。
背景技术
垃圾渗滤液，又称渗沥水或浸出液，是指生活垃圾在堆放和填埋的过程中由于发酵和雨水的淋溶、冲刷，以及地表水和地下水的浸泡而产生的污水。垃圾渗滤液处理是国内外公认的难题，特别是《GB16889-2008》《生活垃圾填埋场污染控制标准》新标准的实施，对垃圾渗滤液的处理提出了更高的要求。总体说来垃圾渗滤液产业都有较高的CODcr和总氮，其中CODcr在一万到十几万不等，总氮一般超过1000mg/L。当前，国内外渗滤液处理，以生化+膜分离处理技术为主，传统生化+纳滤膜分离的技术应用于渗滤液处理的实际工程案例比较常见。
垃圾渗滤液中的总氮，大部分经脱氮微生物的联合作用去除，污水中的有机氮及氨氮经过氨化作用、硝化反应、反硝化反应，最后转化为氮气。生化法脱氮具有经济、有效、易操作、无二次污染等特点。目前已有的垃圾渗滤液生物脱氮工艺中，一般采用全程硝化反硝化工艺。经厌氧消化后的渗滤液废水经过反硝化池，优先利用渗滤液废水中的碳源进行反硝化脱氮；再通过硝化池，在强曝气的作用下将氨氮氧化为硝态氮，硝化池混合液回流至反硝化池进行反硝化脱氮。全程硝化反硝化存在曝气能耗高、剩余污泥产量大、碳源投加量大、停留时间长、基建投资成本高的问题。因此，为进一步降低投资和运行成本，有必要急需改进现有工艺，以解决上述问题。
发明内容
本发明的目的在于提供一种垃圾渗滤液脱氮方法，该脱氮方法在滤池中添加生物填料，强化生物去除效果，可直接对低碳氮比的垃圾渗滤液生化出水进行快速生物脱氮，并且还可进一步降低出水的CODcr。
本发明为实现上述目的所采取的技术方案为：
一种生物填料在垃圾渗滤液脱氮中的用途，其中，上述生物填料包括3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯改性淀粉。采用3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯改性淀粉制得的生物填料孔隙率大，微生物更容易进入填料内部；且改性淀粉的存在有效提升填料的孔隙率，增强吸附性能，使得微生物更加容易附着、生长；增加填料的表观密度，提升其利用率。微生物代谢活性好，生长速率快，可快速填料表面形成生物膜，既厚又疏松，传质阻力小，内部存在较多的孔隙率适合底物和产物传递，且有利于胞外聚合物的形成；同时填料表面呈碱性，阳离子度提高，有利于呈负电的微生物及多糖附着，且能与拥有负电荷的有机物产生静电作用，增强对有机物的吸附作用，进而提高对有机污染物的去除效果。除此之外，对类似硫化氢等具有恶臭味道的气体有一定的去除作用。
需要说明的是，生物填料由改性淀粉通过人工揉搓的方式负载在聚氨酯上制得。
需要说明的是，上述改性淀粉的制备方法，包括：
取淀粉加入二甲基乙酰胺(DMAc)，在室温下搅拌分散均匀，氮气保护下加热至130～135℃形成均一溶液，然后加入DMAP(与淀粉的质量比为0.1～0.13：1)活化羟基1～2h，同时将3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯混合于DMAc中，并逐滴加入活化羟基后的均一溶液中，90～100℃反应，结束后将溶液滴加到10倍过量的冰乙醇中，沉淀产物，并用乙醇洗涤三次后收集终产物，置于真空干燥箱中干燥36～48h得到改性淀粉。
需要说明的是，3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯与淀粉葡萄糖基的摩尔比为0.5～0.8：1。
一种垃圾渗滤液脱氮方法，包括：
菌株培养，对脱氮副球菌、硝化菌、铜绿假单胞菌进行分别进行一级斜面培养、二级液体培养得到微生物菌液，再进行混合得到复合微生物菌液，离心去除上清液获取菌体，再与垃圾渗滤液生化前的厌氧污泥混合得到菌种；
菌株活化：将菌种置于生化滤池底部，加入上述的填料；将活化废水以下进上出方式通过生化滤池，进行活化；
垃圾渗滤液脱氮：停止通活化废水，在垃圾渗滤液中添加碳源后，以下进上出方式通垃圾渗滤液进行脱氮处理。改性淀粉负载PU上制得的生物填料，有良好的生物相容性，可以为菌种提供载体，另外其多孔结构可以较好的吸附硝态氮等污染物，为生物反硝化提供场所；且对硫化氢气体有一定的去除效果。同时起到截留菌种提高滤池中生物量的作用。本发明提供的脱氮方法可直接对低碳氮比的垃圾渗滤液生化出水进行快速生物脱氮，仅添加少量的碳源就可以将生化段出水中的硝态氮进行快速反硝化去除，并且同时还可进一步降低出水的CODcr。
需要说明的是，菌株培养过程中菌株组份为：按重量份计，8～12份脱氮副球菌、4～6份硝化菌、3～5份铜绿假单胞菌，培养至浓度达到OD600＝1～1.3。
需要说明的是，本领域技术人员可以根据常识选择合适的培养基及扩大培养方法。
需要说明的是，菌株活化过程中活化废水主要成分指标为：NO3-N＝100～114mg/L，CODcr＝1103～1190mg/L，pH值为7～8；其中，活化废水时温度为28～34℃，活化时间为2～4d，停留时间为24～36h。
需要说明的是，菌株活化过程中加入2～3.5mg/L的芦荟大黄素-8-O-葡萄糖苷。在菌株活化的过程中加入芦荟大黄素-8-O-葡萄糖苷，可促进微生物胞外多糖的分泌，提升微生物活性，加快填料表面微生物成膜速度，进而增强体系脱氮效果，有效提升对垃圾渗滤液中氨氮的去除作用，还可进一步降低出水的CODcr。
需要说明的是，垃圾渗滤液脱氮过程中碳源至少为葡萄糖和2,3,4,5-四咖啡酰-D-葡糖二酸中的一种；垃圾渗滤液中碳氮比为4～6：1。2,3,4,5-四咖啡酰-D-葡糖二酸和葡萄糖复配使用，对体系脱氮效果具有协同增强的作用。
需要说明的是，生化滤池包括：壳体、布水器、承托层、生物填料、排气管；上述壳体的底部设有进水口、顶部设有出水口，壳体内部由下至上依次设有上述布水器、承托层和生物填料；上述排气管埋设于生物填料中且其顶部直达壳体顶部与外界相通。
相比于现有技术，本发明具有如下有益效果：
改性淀粉负载PU上制得的生物填料，有良好的生物相容性，可以为菌种提供载体，促进微生物挂膜；另外其多孔结构可以较好的吸附硝态氮等污染物，为生物反硝化提供场所。同时起到截留菌种提高滤池中生物量的作用；且对硫化氢气体有一定的去除效果。本发明提供的脱氮方法可直接对低碳氮比的垃圾渗滤液生化出水进行快速生物脱氮，在菌株活化的过程中加入芦荟大黄素-8-O-葡萄糖苷，可促进微生物胞外多糖的分泌，提升微生物活性，加快填料表面微生物成膜速度，进而增强体系脱氮效果；且仅添加少量的碳源就可以将生化段出水中的硝态氮进行快速反硝化去除，并且同时还可进一步降低出水的CODcr。
因此，本发明提供了一种垃圾渗滤液脱氮方法，该脱氮方法在滤池中添加生物填料，强化生物去除效果，可直接对低碳氮比的垃圾渗滤液生化出水进行快速生物脱氮，并且还可进一步降低出水的CODcr。
附图说明
图1为本发明试验例1中红外测试结果。
具体实施方式
以下结合具体实施方式和附图对本发明的技术方案作进一步详细描述：
本发明实施例所用淀粉为高直链玉米淀粉(含质量分数为70％的直链淀粉)购自美国National Starch Corporation；
本发明实施例所用脱氮副球菌为(Paracoccus denitrificans)ATCC 13543；所用硝化菌为(Nitrobacter sp.)CCTCC No.2010001；所用铜绿假单胞菌为(Pseudomonasaeruginosa)ATCC27853。
菌种培养具体为：
一级斜面培养用培养基为PDA固体培养基；
二级液体培养：
脱氮副球菌培养
液体培养基：
LB培养基：胰化蛋白胨10g，酵母提取物5g，NaCl 10g，蒸馏水1000.0ml，调节pH值到7.0，121℃下高压灭菌20min。
液体培养条件：25～30℃条件下培养2～3d。
硝化菌培养
液体培养基：
LB培养基：胰化蛋白胨10g，酵母提取物5g，NaCl 10g，蒸馏水1000.0ml，调节pH值到7.0，121℃下高压灭菌20min。
液体培养条件：28～30℃条件下培养2～4d。
铜绿假单胞菌培养
液体培养基：
12g七水合硫酸镁、2g氯化钾、2.4g氯化钠、3g柠檬酸钠、2g氯化铵、5g酵母浸粉、1.5g胰蛋白胨、7g淀粉、5g葡萄糖，蒸馏水1000.0ml，调节pH至7.3，121℃下灭菌15min。
液体培养条件：28～30℃条件下培养2～3d。
实施例1：
改性淀粉的制备：
称量淀粉置于三口烧瓶中，加入20mL二甲基乙酰胺(DMAc)，在室温下搅拌分散均匀，氮气保护下加热至130℃形成均一溶液，然后加入DMAP(与淀粉的质量比为0.1：1)活化羟基1h，同时将3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯(3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯与淀粉葡萄糖基的摩尔比为0.6：1)混合于DMAc中，并逐滴加入活化羟基后的均一溶液中，100℃反应，结束后将溶液滴加到10倍过量的冰乙醇中，沉淀产物，并用乙醇洗涤三次后收集终产物，置于真空干燥箱中干燥48h得到改性淀粉，产率为87.4％。
生物填料的制备：
以水溶性聚氨酯(WPU)溶液(浓度为230g/L)为介质，采用人工揉搓的方式将改性淀粉和PU填料结合在一起。采用两个光滑的滚轮，利用滚轴的滚动，将多余的负载物-WPU混合液导出PU填料，同时使挂在PU填料骨架上的改性淀粉均匀分布；最后采用热风干燥，再放入温度小于100℃的烘干箱将负载物-WPU混合液固定在PU填料上，冷却至室温即得生物填料。所得填料的尺寸2×2×2cm。
实施例2：
改性淀粉的制备与实施例1的不同之处在于：3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯与淀粉葡萄糖基的摩尔比为0.7：1，产率为82.5％。
生物填料的制备与实施例1相同。
实施例3：
改性淀粉的制备与实施例1的不同之处在于：3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯与淀粉葡萄糖基的摩尔比为0.65：1，产率为85.1％。
生物填料的制备与实施例1相同。
实施例4：
一种垃圾渗滤液脱氮方法，包括：
菌株培养，对脱氮副球菌、硝化菌、铜绿假单胞菌进行分别进行一级斜面培养、二级液体培养得到微生物菌液，再进行混合得到复合微生物菌液，离心去除上清液获取菌体，再与垃圾渗滤液生化前的厌氧污泥混合得到菌种；
菌株活化：将菌种置于生化滤池底部，加入实施例1制得生物填料；将活化废水以下进上出方式通过生化滤池，进行活化；
垃圾渗滤液脱氮：停止通活化废水，在垃圾渗滤液中添加葡萄糖，使得碳氮比为4.5：1，以下进上出方式通垃圾渗滤液进行脱氮处理。
其中，菌株培养过程中菌株组份为：按重量份计，10份脱氮副球菌、5份硝化菌、4份铜绿假单胞菌，培养至浓度达到OD600＝1.2。菌株活化过程中活化废水主要成分指标为：NO3-N＝108mg/L，CODcr＝1136mg/L，pH值为7.6；活化废水时温度为30℃，活化时间为3d，停留时间为36h。
实施例5：
一种垃圾渗滤液脱氮方法与实施例4的不同之处在于：菌株活化过程中加入填料为实施例2制得的生物填料。
实施例6：
一种垃圾渗滤液脱氮方法与实施例4的不同之处在于：菌株活化过程中加入填料为实施例3制得的生物填料。
实施例7：
一种垃圾渗滤液脱氮方法与实施例4的不同之处在于：菌株活化过程中加入3.5mg/L芦荟大黄素-8-O-葡萄糖苷。
实施例8：
一种垃圾渗滤液脱氮方法与实施例4的不同之处在于：垃圾渗滤液脱氮过程中加入碳源为2,3,4,5-四咖啡酰-D-葡糖二酸。
实施例9：
一种垃圾渗滤液脱氮方法与实施例4的不同之处在于：垃圾渗滤液脱氮过程中加入碳源为葡萄糖和2,3,4,5-四咖啡酰-D-葡糖二酸(两者质量比为1：1)。
实施例10：
一种垃圾渗滤液脱氮方法与实施例7的不同之处在于：垃圾渗滤液脱氮过程中加入碳源为2,3,4,5-四咖啡酰-D-葡糖二酸。
实施例11：
一种垃圾渗滤液脱氮方法与实施例7的不同之处在于：垃圾渗滤液脱氮过程中加入碳源为葡萄糖和2,3,4,5-四咖啡酰-D-葡糖二酸(两者质量比为1：1)。
对比例1：
一种生物填料的制备与实施例1的不同之处在于：采用淀粉替代改性淀粉。
对比例2：
一种垃圾渗滤液脱氮方法与实施例4的不同之处在于：菌株活化过程中加入填料为对比例1制得的生物填料。
对比例3：
一种垃圾渗滤液脱氮方法与实施例4的不同之处在于：菌株活化过程中加入填料为活性炭填料。
试验例1：
1、红外光谱测定(FT-IR)
将样品在恒温干燥箱中除水处理后，取少量样品与溴化钾在玛瑙研钵中混合均匀、研磨和压片后，放置在TENSOR 27型红外光谱仪上进行测试，其中扫描波数范围为4000～500cm-1，扫描分辨率为6cm-1，扫描次数为18。
对实施例1中制备得到的改性淀粉及淀粉进行红外测试，结果如图1所示。从图中分析可知，相比于淀粉红外图谱，改性淀粉的图谱中，在2980cm-1附近出现甲基特征吸收峰；在1750cm-1附近出现酯基中C＝O的特征吸收峰；在1650cm-1附近出现N-H特征吸收峰；1450cm-1～1500cm-1范围内出现苯环特征吸收峰；在1510cm-1和1300cm-1附近出现硝基-NO2伸缩振动特征峰，1320cm-1处为C-N对称振动峰；1180cm-1附近出现C-O特征吸收峰。以上结果表明改性淀粉成功制备。
2、孔隙率与表观密度测定
孔隙率
采用液体置换法，将填料放入一定体积的无水乙醇中，密封静置10min，记录体积，然后取出填料记录剩余无水乙醇的体积。计算公式为：
ε＝(VA－VC)/(VB－VC)×100％
式中，ε—孔隙率，％；VA—无水乙醇体积，mL；VB—无水乙醇和填料的总体积，mL；VC—剩余无水乙醇体积，mL。
表观密度
表观密度指填料在自然状态下单位体积的干质量。表观密度越大，填料的利用率越高。计算公式为：
ρ＝M/V
式中，ρ—表观密度，kg/m3；M—填料的质量，kg；V—填料的体积，m3。
对对比例1、实施例1～3制得的生物填料进行上述测试，结果如表1所示：
表1填料孔隙率与表观密度
样品 孔隙率(％) 表观密度(kg/m<sup>3</sup>)
对比例1 87.3 119.1
实施例1 94.5 163.7
实施例2 95.3 159.4
实施例3 94.7 160.9
从表1中可以看出，实施例1制得的生物填料的孔隙率和表观密度均显著高于对比例1，实施例2～3的效果与实施例1相当，表明采用3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯改性淀粉后再与PU结合制得生物填料，可有效提升填料的孔隙率和表观密度，增强填料的吸附作用，且提升其利用率。
3、对微生物的吸附性能测试
取复合微生物菌液(实施例4中菌株培养制得的)，在10000rpm条件下离心1min，弃去上清液，称量菌湿重，烘干后称量干重，得出菌液浓度，单位mg/mL。然后将菌液配成不同浓度梯度，摇匀后于560nm波长下测定光密度值，以光密度值为纵坐标，以每毫升每毫克为横坐标，绘制标准曲线。取200mL复合菌液分别加入到一个装有填料的锥形瓶和一个没有填料的空锥形瓶中，各100mL。同时将两个锥形瓶置于低温摇床中，3h后，以无填料的锥形瓶细菌液为空白对照，测量装有填料的锥形瓶中液体在56nm波长下的光密度值。根据所测光密度值，从标准曲线上得到对应的菌量。然后通过计算得到填料吸附微生物的量。
对对比例1、实施例1～3制得的生物填料进行上述测试，结果如表2所示：
表2微生物吸附量测试结果
样品 吸附量(mg/cm<sup>3</sup>)
对比例1 0.087
实施例1 0.103
实施例2 0.111
实施例3 0.108
从表2中可以看出，实施例1制得的生物填料的微生物吸附量明显高于对比例1，实施例2～3的效果与实施例1相当，表明采用3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯改性淀粉后再与PU结合制得生物填料，可有效提升填料的吸附性能，增加微生物附着量，进而增强系统脱氮效果。
4、对硫化氢气体吸附性能测试
吸附性能测试在石英反应器中进行，样品质量为1g，反应器内径1cm，进口气体为硫化氢、氧气及氮气的混合气，其中氮气为平衡气体，以150mL/min的流量通过管道，气体流量由电子流量计控制。测试温度为30℃，进气和出气的硫化氢浓度利用安装导热检测器的气相色谱(Shimsdzu GC-2014C)来测定。记录气体穿透时间及穿透容量。
对对比例1、实施例1～5进行上述测试，结果如表3所示：
表3硫化氢吸附性能测试结果
Figure BDA0002938212780000081
从表3中可以看出，实施例1制得的生物填料的对硫化氢气体的吸附量明显高于对比例1，实施例2～3的效果与实施例1相当，表明采用3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯改性淀粉后再与PU结合制得生物填料，可有效提升填料对硫化氢气体吸附性能，具有一定的除臭效果。
试验例2：
实验装置
垃圾渗滤液尾水水质指标如表4所示：
表4垃圾渗滤液尾水水质指标
Figure BDA0002938212780000082
Figure BDA0002938212780000091
常规检测指标与分析方法如表5所示：
表5检测指标与分析方法
指标 实验方法
COD(mg/L) 重铬酸钾法
氨氮(mg/L) 纳氏试剂分光光度法
总氮(mg/L) 碱性过硫酸钾氧化法
菌株活化3d对填料表面微生物膜厚度及胞外分泌物进行测试：
多糖含量的测定
采用硫酸苯酚法测定：微量移液器吸取200μL样品溶液放入4mL离心管中，再加入400μL5％的苯酚溶液和1.4mL的硫酸。摇匀待检测样品后放到90℃的水浴锅中孵育20min。将反应后的样品放到比色皿中在紫外光490nm处测定单糖的最大吸收峰。对照溶液由用葡聚糖和葡萄糖配制。标准曲线用不同浓度的对照溶液进行配制，根据标准曲线值计算多糖含量。
填料表面生物膜厚度测定
采用光学显微镜和DLC 3.0m USB 2.0数字相机测试填料上的生物膜厚度。
采用对比例2～3、实施例4～7的方法进行脱氮处理，及相关性能测试，结果如下：
1、填料表面生物膜厚度及胞外分泌物含量
测试结果如表6所示：
表6生物膜厚度及胞外分泌物含量
实验处理 生物膜厚度(μm) 多糖含量(mg/g)
对比例2 69.36 84.29
对比例3 60.41 79.32
实施例4 75.13 90.43
实施例5 76.42 91.47
实施例6 75.93 90.98
实施例7 83.81 104.17
从表6中可以看出，相同活化时间下，采用实施例4所述的方法处理的填料表面生物膜厚度明显高于对比例1和对比例2，表明采用3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯改性淀粉后再与PU结合制得生物填料，能够促进微生物在其表面挂膜，且有效提升挂膜速度。实施例4的多糖含量相比对比例2～3具有一定的增加，与填料表面微生物附着量的提升密切相关。实施例7的效果明显高于实施例4，表明芦荟大黄素-8-O-葡萄糖苷的存在显著提升微生物胞外多糖的分泌，增强微生物活性。
系统脱氮处理后出水水质检测结果如表7所示：
表7出水水质各指标检测结果
Figure BDA0002938212780000101
从表7中可以看出，采用实施例4方法处理后，CODcr和氨氮及TN的去除率明显高于对比例2～3，表明采用改性淀粉负载PU制得的填料运用于脱氮处理体系，可有效提升其生物强化作用，显著提升对垃圾渗滤液中氨氮及COD的去除作用。实施例7的效果好于实施例1，表明在菌株活化过程中加入芦荟大黄素-8-O-葡萄糖苷对有机污染物及氨氮的去除效果起到增强作用。实施例8的效果好于实施例4，实施例10的效果好于实施例7，表明在脱氮过程中加入2,3,4,5-四咖啡酰-D-葡糖二酸作为碳源，对脱氮效果的提升具有促进作用。实施例9的效果好于实施例4、实施例8，实施例11的效果好于实施例7、实施例10，表明2,3,4,5-四咖啡酰-D-葡糖二酸和葡萄糖复配使用具有协同增强的作用。
上述实施例中的常规技术为本领域技术人员所知晓的现有技术，故在此不再详细赘述。
以上所述，仅为本发明的具体实施方式，但本发明的保护范围并不局限于此，任何熟悉本技术领域的技术人员在本发明揭露的技术范围内，可轻易想到变化或替换，都应涵盖在本发明的保护范围之内。因此，本发明的保护范围应以所述权利要求的保护范围为准。

Claims (8)

1.一种用于垃圾渗滤液脱氮的生物填料，特征在于，所述生物填料包括3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯改性淀粉；
所述3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯改性淀粉的制备方法，包括：取淀粉加入DMAc，氮气保护下加热形成均一溶液，然后加入DMAP活化羟基，同时将3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯混合于DMAc中，并逐滴加入活化羟基后的均一溶液中进行反应，结束后沉淀、洗涤、真空干燥得到改性淀粉；
所述生物填料由3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯改性淀粉通过人工揉搓的方式负载在聚氨酯上制得。
2.根据权利要求1所述的用于垃圾渗滤液脱氮的生物填料，其特征在于：所述3-硝基-4-甲胺基-苯甲酰氯与淀粉葡萄糖基的摩尔比为0.5~0.8：1。
3.一种垃圾渗滤液脱氮方法，包括：
菌株培养，对脱氮副球菌、硝化菌、铜绿假单胞菌进行分别进行一级斜面培养、二级液体培养得到微生物菌液，再进行混合得到复合微生物菌液，离心去除上清液获取菌体，再与垃圾渗滤液生化前的厌氧污泥混合得到菌种；
菌株活化：将种子菌种置于生化滤池底部，加入权利要求1所述的填料；将活化废水以下进上出方式通过生化滤池，进行活化；
垃圾渗滤液脱氮：停止通活化废水，在垃圾渗滤液中添加碳源后，以下进上出方式通垃圾渗滤液进行脱氮处理。
4.根据权利要求3所述的一种垃圾渗滤液脱氮方法，其特征在于：所述菌株培养过程中菌株组份为：按重量份计，8~12份脱氮副球菌、4~6份硝化菌、3~5份铜绿假单胞菌，培养至浓度达到OD600=1~1.3。
5.根据权利要求3所述的一种垃圾渗滤液脱氮方法，其特征在于：所述菌株活化过程中活化废水主要成分指标为：NO3-N=100~114mg/L，CODcr=1103~1190mg/L，pH值为7~8；其中，活化废水时温度为28~34℃，活化时间为2~4d，停留时间为24~36h。
6.根据权利要求3所述的一种垃圾渗滤液脱氮方法，其特征在于：所述菌株活化过程中加入2~3.5mg/L的芦荟大黄素-8-O-葡萄糖苷。
7.根据权利要求3所述的一种垃圾渗滤液脱氮方法，其特征在于：所述垃圾渗滤液脱氮过程中碳源至少为葡萄糖和2,3,4,5-四咖啡酰-D-葡糖二酸中的一种；垃圾渗滤液中碳氮比为4~6：1。
8.根据权利要求3所述的一种垃圾渗滤液脱氮方法，其特征在于：所述生化滤池包括：壳体、布水器、承托层、生物填料、排气管；
所述壳体的底部设有进水口、顶部设有出水口，壳体内部由下至上依次设有所述布水器、承托层和生物填料；所述排气管埋设于生物填料中且其顶部直达壳体顶部与外界相通。
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