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吹脱结晶法去除渗滤液中氨氮的工程应用发表时间：2019-09-10T11:21:34.313Z 来源：《城镇建设》2019年2卷12期作者：廖琳琳1，王磊2，李凯2，黄凯兴3，刘导明3[导读] 结晶器氨氮出口数值满足《恶臭污染物排放标准》GB14554-93的15m高空排放要求。
深圳市生态环境局1 广东.深圳518000中钢集团武汉安全环保研究院2 湖北.武汉430081深圳市下坪固体废弃物填埋场3 广东.深圳518023摘要：在吹脱塔进水氨氮为1800mg/L－3000 mg/L的情况下，吹脱塔对渗滤液中氨氮的去除效率在75%以上。
同时，吹脱塔去除氨氮效率受进水pH的影响，pH越高，吹脱去除氨氮的效率越高。
另外，饱和结晶器对氨氮的吸收效率在90%以上，饱和结晶器产生的硫酸铵晶体含氮量可满足GB535-95硫酸铵品质的优等品要求。
结晶器氨氮出口数值满足《恶臭污染物排放标准》GB14554-93的15m高空排放要求。
关键词：吹脱塔结晶器氨氮硫酸铵晶体目前，在我国采用垃圾卫生填埋处理的垃圾占总垃圾产量的80%以上[1]。
由于受降雨，垃圾自身含水等因素的影响，填埋场在填埋过程中及封场后仍会产生大量的垃圾渗滤液。
填埋场垃圾渗滤液是一种高浓度有机废水，其含有较高的COD，氨氮等污染物。
随着填埋时间的增加，渗滤液中C/N会进一步下降，这给后续生化和膜处理系统带来了难度。
若该废水未加处理就直接排入环境，将造成水体富营养化，导致水质恶化[2]，给环境带来极大的污染。
常用的氨氮去除方法主要有：吹脱法、电氧化法、化学沉淀法、生物法等[3]。
深圳市某垃圾填埋场渗滤液处理厂采用氨吹脱结晶法作为预处理手段去除垃圾渗滤液中氨氮。
去除大部分氨氮后的垃圾渗滤液再经后续“生化+膜”工艺处理后，满足《生活垃圾填埋场污染物排放标准》GB16889-2008表2要求后达标排放。
吹脱塔吹出的氨氮再与稀硫酸溶液反应后生成硫酸铵晶体后打包送至化肥厂处理，结晶器氨氮出口数值满足《恶臭污染物排放标准》GB14554-93的15m高空排放要求后排放。
处理垃圾渗滤液过程中脱氮问题解决办法
2020年5月12日
众所周知，垃圾渗滤液的主要特点就是氨氮含量高，尤其是对于埋龄10年以上的垃圾填埋场，其氨氮值通常高达3000～4000 mg /L，甚至有的地方高达5000 mg /L以上，今天就带大家一起了解一下处理垃圾渗滤液过程中的脱氮问题如何解决吧。
1、硝化反硝化生物脱氮
优点是脱氮效果良好、运行稳定。
缺点是需要投加大量碳源，导致运行成本大幅升高。
而且出水总氮浓度较高，需要辅以深度处理才能使总氮达标排放。
由于一些老龄化垃圾填埋场需要投加大量碳源，费用远远高于渗滤液处理本身的费用。
所以这对于处理成本本来就较高的渗滤液处理工程来说，并不是一种好办法。
2、氨吹脱
特点是脱氮效率高，可以有效减轻后续生物脱氮的负荷，确保渗滤液处理达标排放。
其缺点是氨吹脱过程中需投加大量石灰，石灰的运输、储存和使用会污染周围的环境，而且吹脱出的氨需进行回收，回收的硫酸铵处置问题也是一个难点。
3、膜法脱氮
膜法脱氮(主要是反渗透)去除氨氮，利用反渗透膜对氨氮的截留作用达到去除氨氮的目的。
但反渗透产生的浓缩液仍含有大量的有机物和氨氮。
处理垃圾渗滤液过程中脱氮问题如何解决的内容今天就为大家介绍到这里了，希望对您有帮助。
目前我国已经运行的渗滤液处理工程能耗普遍偏高，处理工艺也存在许多问题。
要解决现有问题呢，就必须提高渗滤液处理率、节省能耗、研发新工艺。
1999年9月ENV I RONM EN TAL SC IEN CESep.,1999化学沉淀法去除垃圾渗滤液中的氨氮赵庆良(哈尔滨建筑大学市政环境工程学院,哈尔滨 150090)李湘中(香港理工大学土木与结构工程系)摘要 为了有效地去除垃圾渗滤液中高浓度的N H +42N 而避免传统吹脱法造成吹脱塔内的碳酸盐结垢问题,探讨了采用化学药剂诸如M gC l 2・6H 2O 和N a 2H PO 4・12H 2O 或M gO 和H 3PO 4使N H +42N 生成磷酸铵镁的化学沉淀去除法.小试研究结果表明,当垃圾渗滤液中投加M gC l 2・6H 2O 和N a 2H PO 4・12H 2O 而使M g 2+∶N H +4∶PO 3-4的比例为1∶1∶1时,在最佳pH 为815～910的条件下原垃圾液中的N H +42N 可由5618m g L 降低到65m g L ;另外2种药剂M gO 和85%的H 3PO 4不如前者有效,在同等条件下只能使N H +42N 由5404m g L 降低到1688m g L .关键词 垃圾渗滤液,氨氮,沉淀,磷酸铵镁.赵庆良:男,35岁,博士,副教授收稿日期:1998210217Amm on i a -n itrogen Rem ova l from Landf ill L eacha teby Chem ica l Prec ip ita tionZhao Q ingliang(Schoo l of M unici pal &Environ .Eng .,H arbin U niversity of C ivil Engineering &A rch itecture ,H arbin 150090,Ch ina )L i X iangzhong(D epartm ent of C ivil &Structural Engineering ,T he Hong Kong Po lytechnic U niversity ,Hong Kong ,Ch ina )Abstract To remove efficiently h igh strength of ammonia 2nitrogen from landfill leachate and to avo id carbonate scaling p roblem s in a conventi onal air 2stri pp ing tow er ,alab 2scale study w as conducted to p reci p itate the ammoni 2a in the fo r m of m agnesium ammom um pho sphate by app lying such chem icals as M gC l 2・6H 2O andN a 2H PO 4・12H 2O o r M gO and 85%H 3PO 4w ith different sto ich i om etric rati o s .T he experi m ental resultsdemonstrated that N H +42N w as effectively removed from initial 5618m g L dow n to final 65m g L w hen the rati oof M g 2+∶N H +4∶PO 3-4w as contro lled at 1∶1∶1by using analytical grade chem icals of M gC l 2・6H 2O andN a 2H PO 4・12H 2O ,w ith the op ti m al pH fo r the p reci p itati on about 815～910.T he o ther tw o chem icals of M gO and 85%H 3PO 4w ere also tested and found to be no t as efficient asM gC l 2・6H 2O and N a 2H PO 4・12H 2O to p re 2ci p itate N H +42N ,w h ich removed N H +42N from initial 5404m g L only dow n to final 1688m g L at the sam e experi 2m ental conditi ons .Keywords landfill leachate ,ammonia 2nitrogen ,p reci p itati on ,m agnesium ammonium pho sphate . 卫生填埋是目前世界范围内垃圾处理的主要方式[1～4].已有研究表明,采用磷酸铵镁沉淀法可有效地去除各种废水中的N H +42N[5～9],其费用消耗与lt 城市污水的硝化与反硝化处理接近[9],和吹脱法接近或略高出20%[6].本研究的目的就是考察磷酸铵镁沉淀法用于去除垃圾渗滤液中高浓度N H +42N 的性能状况.1 试验设施与方法试验垃圾渗滤液取自香港新界西(W EN T )卫生填埋场,放冷藏室待试.试验装置为500m l 的烧杯并附有磁力搅拌装置和pH自动检测计.分析纯化学药剂诸如M gC l 2・6H 2O 和N a 2H PO 4・l 2H 2O 或M gO 和85%的H 3PO 4分别直接加入烧杯中垃圾渗滤液样品内使之与其中的N H +42N 反应生成磷酸铵镁的化学沉淀,反应进行15m in ,由恒定的pH 读数可知反应达到平衡状态.反应结束后,使烧杯中的样品沉淀15m in 并取上清液分析N H +42N 浓度.采用10m o l L N aOH 调整烧杯内样品的pH 值并测定不同pH 条件下沉淀上清液中N H +42N 的浓度.试验指标如pH 和N H +42N 浓度均采用离子分析仪(O ri on EA 940型)测定,COD 、BOD 5、挥发性脂肪酸(V FA )、总悬浮固体(T SS)、挥发性悬浮固体(V SS)、总溶解性固体(TD S)和无机总溶解性固体(FD S)等均按标准法测定[10].2 试验结果与讨论211 垃圾渗滤液的特性 填埋场自1993211投入运行以来主要用于处理城市生活垃圾,目前处于甲烷发酵阶段[11],垃圾渗滤液的产量约为40m3 d,溶解性COD为6000～7000m g L,BOD5 COD比值仅为0122,N H+42N浓度却高达5000m g L左右,并且具有较高的电导率和碱度(表1).显然,该垃圾渗滤液不能直接用于生物处理,有研究已经证实了高浓度N H+42N对微生物具有较强的抑制作用[12].表1 试验用垃圾渗滤液的特性 m g・L-1参数数值参数数值色度 H azen7800C l-3032气味略带氨味V FA420pH8122K3920电导率Λm bo・c m-137000N a2505浊度 N TU4100Ca1317总COD7511M g93溶解性COD6508Fe31811 BOD51436M n01182 T SS784N i01365 V SS654Cu01120 TD S12352Zn11155 FD S9420C r01553 N H+42N5000Cd01103总PO3-42P1613Pd未检出碱度(CaCO3)13195(<0101) 212 化学沉淀法去除垃圾渗滤液中N H+42N 磷酸氨镁M gN H4PO4・6H2O在0℃时的溶解度仅有01023g 100m l,其生成反应式如下:M g2+∶N H+4∶PO3-4←→M gN H4PO4 6H2Op K s=1216 (25℃) 由于M gN H4PO4・6H2O的分子量为245,从理论上讲每去除1g N H+42N就应生成1715g M gN H4PO4・6H2O.因为磷酸氨镁中含有与土壤施肥相似的组成成分N、P和M g,故该产物可作为堆肥、花园土壤或干污泥的添加剂[7],或用作结构制品的阻火剂[13].从M gN H4PO4・6H2O的生成式中可知, M g2+∶N H+4∶PO3-4的投配比应为1∶1∶1,但由于垃圾液的成分比较复杂,首先固定M g2+∶N H+4为1∶1而改变PO3-4 (N a2H PO4・12H2O)的投加量,再固定N H+4∶PO3-4为1∶1而改变M g2+(M gC l2・6H2O)的投加量,试验结果见图1和图2.可以看出,当M g2+∶N H+4∶PO3-4的投配比在1∶1∶1时, N H+42N浓度由原来的5618m g L降低到172m g L,过量投加10%的M g2+或PO3-4可进一步降低N H+42N浓度分别到112m g L和158m g L,再多投加M g2+或PO3-4不能再进一步去除残存的N H+42N,所以可按M g2+∶N H+4∶PO3-4为1∶1∶1的比例投加.图1 改变PO3-4投加比例时垃圾液中剩余N H+42N浓度及pH值的变化(M g2+∶N H+4为1∶1,药剂为M gC l2・6H2O和N a2H PO4・12H2O)图2 改变M g2+投加比例时垃圾液中剩余N H+42N浓度及pH值的变化(N H+4∶PO3-4为1∶1,药剂为M gC l2・6H2O和N a2H PO4・12H2O)在M g2+∶N H+4∶PO3-4的比例为1∶1∶1的195期 环 境 科 学 条件下,进一步确定生成沉淀的最佳pH 值,各pH 值条件下沉淀上清液中剩余N H +42N 的浓度和为达到此pH 值所消耗的10m o l L N aOH的体积见图3.由图3可以看出,向烧杯中投加M gC l 2・6H 2O 和N aH PO 4・12H 2O 后,pH 值由原垃圾液的8186降低到6174,此时沉淀上清液中N H +42N 的浓度为210m g L ,加碱使pH 提高到8164,剩余N H +42N 的浓度可进一步降低至65m g L .由此可知,该垃圾液中N H +42N 沉淀生成M gN H 4PO 4・6H 2O 的最佳pH 值在815～910之间.图3 不同pH 值条件下垃圾液中剩余N H +42N 浓度的变化(药剂为M gC l 2・6H 2O 和N a 2H PO 4・12H 2O )在M g 2+∶N H +4∶PO 3-4的比例为1∶1∶1的条件下,还选择投加另外2种化学药剂M gO和85%的H 3PO 4进行试验并寻找沉淀所需的最佳pH 值,试验结果见图4.可以看出,向烧杯投加M gO 和H 3PO 4后,pH 值由原垃圾液的8110降低到5132,此时沉淀上清液中N H +42N的浓度为2150m g L ,加碱使pH 提高到8150,剩余N H +42N 的浓度仍为1688m g L ,此时N H +42N 的去除率仅为69%,这主要归因于M gO 在水中较低的溶解度.图4 不同pH 值条件下垃圾液中剩余N H +42N 浓度的变化(药剂为M gO 和85%的H 3PO 4)3 结论所研究的垃圾渗滤液具有较低的BOD 5 COD 值(0122),而N H +42N 浓度却高达5000m g L ,采用传统的吹脱技术会造成吹脱塔堵塞、臭味及大气污染等问题.本研究中采用的化学沉淀法能有效地使垃圾渗滤液中的N H +42N 生成M gN H 4PO 4・6H 2O 沉淀,可作为堆肥、花园土壤或干污泥的添加剂,或用作结构制品的阻火剂.当垃圾渗滤液中投加M gC l 2・6H 2O 和N a 2H PO 4・12H 2O 并使M g 2+∶N H +4∶PO 3-4的比例为1∶1∶1时,在最佳pH 值815～910的条件下原垃圾液中的N H +42N 可由5618m gL 降低到65m g L ,去除率高达98%以上.参考文献1 Shultz B and K jeldsen P .Screening of o rganic m atter inleachates from sanitary landfills using gas ch rom atogra 2phy com bined w ith m ass spectrom etry .W at .R es .,1986,20(8):965～9702 H alling 2S <rensen B and J <rgensen S E .T he removal of ni 2trogen compounds from w astew ater .L ondon and N ew Yo rk :E lsevier Science Publishers B .V .,1993.123 Ch ristensen T H et al .L andfilling of W aste:L eachate .L ondon and N ew Yo rk :E lsevier Science Publishers ,1992.417～4284 Ch ristensen T H et al .L andfilling of W aste :L eachate .L ondon and N ew Yo rk :E lsevier Science Publishers ,1992.313～3215 T ünay O et al.Ammonia removal by m agnesium ammoni 2um pho sphate in industrial w astew aters .W at .Sci.T ech 2no l.,1997,36(2～3):225～2286 K lute R et al .Chem icalW ater andW astew ater T reatm ent.Berlin :Sp ring V erlag ,1994.457～4657 Siegrist H .N itrogen removal from digester supernatant 2comparison of chem ical and bi o logical m ethods .W at .Sci.T echno l.,1996,34(1～2):399～4068 Zdybiew ska M W and Kula B .R emoval of ammonia N i 2trogen by the p reci p itati on m ethod ,on the examp le ofsom e selected w aste w aters .W at .Sci.T echno l .,1991,24(7):229～234.9 Schulze 2R ettm er R .T he si m ultaneous chem ical p reci p ita 2ti on of ammonium and pho sphate in the fo r m of m agne 2sium 2ammonium 2pho sphate .W at Sci.T echno l .,1991,23:659～66710 A PHA .Standard M ethods fo r the Exam inati on of W aterand W astew ater (16th ed .),W ash ington D C :Am erican Public H ealth A ssociati on,198511 H enry J G et al .R emoval of o rganics from leachates byanaerobic filter .W at .R es .,1987,21(11):1395～139912 L i X Z and Zhao Q L .Inh ibiti on of m icrobial activity ofactivated sludge by h igh strength of ammonia 2nitrogen in leachate .Paper p resented in 19th I AW Q B iennial Interna 2ti onal Conference &Inh ibiti on,21～26June ,1998,V an 2couver ,Canada13 Perry D L and Ph ili p s S L .H andbook of Ino rganic Com 2pounds.U SA :CRC P ress Inc .,1995.23529环 境 科 学20卷。
污水处理城市垃圾渗滤液中氨氮脱除的试验研究李武 陈石 孟了(武汉安全环保研究院 武汉430081) (深圳市下坪固体废弃物填埋场 深圳518089) 摘 要 本试验采用规整填料塔对城市垃圾渗滤液中的氨氮进行了脱除研究。
研究结果表明,在现场试验条件下,当渗滤液的水质在pH 7～9,C OD Cr 2000～10000mg/l ,BOD 5800～6000mg/l ,氨氮1000～5000mg/l ,悬浮物为250mg/l 时,吹脱塔的氨氮脱除效率可保持在90%以上,试验的药剂成本在3元/m 3渗滤液以下。
关键词 规整填料塔 氨氮 渗滤液 吹脱 垃圾 填埋场The experimental study on separating N 3H -N from leachate of city w aste land fillLi Wu(Wuhan Safety &Environmental Protection Research Institute Wuhan 430081)Chen Shi Meng Le(Shenzhen Xiaping Solid Waste Landfill Shenzhen 518019)Abstract A structured packing tower is used in the experiment for separating NH 3-H from the leachate of city waste land 2fill.The results show that the separating ratio of NH 3-H of the tower keeps up to 90%,the medicament cost is under 3yuan per stere leachate when the leachate qualities are pH7～9,C OD Cr 2～10kg/l ,BOD 50.8～6kg/l ,NH 3-H 1～5kg/l and SS 250mg/l at present experimental conditions.K eyw ords structured packing tower NH 3-H leachate air blow s olid waste land fill1 前言城市生活垃圾卫生填埋是目前我国广泛采用的垃圾处理技术[1]。
生活垃圾填埋场渗滤液中氨氮的脱除孙英杰徐迪民张隽超提要从垃圾填埋场渗滤液中氨氮的特性及其对渗滤液生化处理的影响出发，对渗滤液氨氮的脱除技术-- 氨吹脱、电化学氧化、生物脱氮进行了综述；并结合渗滤液回灌对生物脱氮新技术在渗滤液脱氮中的应用进行了探讨。
关键词垃圾填埋场渗滤液氨氮吹脱电化学氧化短程硝化厌氧氨氧化渗滤液NH3-N 的处理技术有曝气吹脱、电化学氧化、生物脱氮技术等，本文将从渗滤液填埋场内单独处理的角度对以上技术进行探讨。
1渗滤液中NH-N的特性及其对处理的影响渗滤液中NH^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100 mg/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荷，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 V3的情况，造成营养比例的严重失调，影响生化处理系统稳定有效的运行。
高浓度游离氨也降低了微生物活性。
赵庆良［1］等对NH3-N 对微生物活性指标-- 脱氢酶活性的研究表明，NH3-N 的浓度从50 mg/L 升高到800 mg/L，脱氢酶的活性从11.04卩gTF/m gMLSS笔至4.22卩gTF/mgMLSS相应的COD勺平均去除率从95.1%降至79.1%。
2 渗滤液NH3-N 处理技术2.1 调整C/N比为目的的预处理技术鉴于晚期渗滤液营养比例失调的问题，对进生化处理系统的渗滤液进行氨吹脱调整C/N 比是预处理脱氨的主要目的。
预处理脱氨对于中、晚期渗滤液尤为重要，预处理脱氨技术分为曝气吹脱与吹脱塔吹脱两类。
2.1.1 曝气吹脱技术曝气吹脱是直接或调整pH后在调节池或专门吹脱池中曝气，达到脱氨和改善营养比例的作用。
沈耀良［2］，胡勤海［3］，王小虎［4］，王宗平［5］等对曝气吹脱用于渗滤液脱氨预处理进行了研究。
超声去除垃圾渗滤液中氨氮技术摘要:采用超声辐照技术去除垃圾渗滤液中的氨氮。
研究结果表明,超声辐照对垃圾渗滤液中的氨氮有很好的去除效果。
渗滤液中氨氮超声去除的机理主要是氨氮以游离氨的形式在空化泡内发生高温热解反应,生成氮气和氢气而排出。
关键词:垃圾渗滤液,氨氮,超声辐照,机理垃圾渗滤液是填埋场稳定化过程中垃圾分解而产生的有机废水,其成分复杂,水质状况随垃圾成分和填埋年限发生很大变化[1]。
通常使用超过5年的填埋场渗滤液氨氮浓度高[2],过高的氨氮浓度不仅增加了渗滤液生化处理系统的负荷,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也随之降低,甚至会出现C/N<3的情况,造成营养比例的严重失调,而且产生的高浓度游离氨还会对微生物产生抑制作用[3],影响生化处理系统稳定有效的运行。
目前渗滤液中氨氮的处理技术主要有吹脱法、电化学氧化法、化学沉淀法以及生物脱氮技术等[4]。
近年来,超声辐照作为一种高级氧化技术应用于治理水污染方面的研究,尤其是在治理废水中有毒难降解污染物的研究方面取得了很大进展[5~7]。
水在超声辐照作用下,水中的微小气泡核经历振荡、生长、收缩、崩溃等一系列动力学过程,产生瞬时的高温高压,同时生成氧化性极强的羟基自由基,使得水中的污染物在高温高压或羟基自由基的作用下降解[8]。
本研究应用超声辐照去除渗滤液中的氨氮,通过测定自由基清除剂对氨氮去除率的影响和分析氨氮降解的产物,确定了超声去除氨氮的作用机理。
1试验装置和方法1.1渗滤液试验用渗滤液取自武汉市某已封场的垃圾填埋场调节池进口,该垃圾场主要处理城市生活垃圾和一般工业垃圾。
渗滤液的水质情况为pH = 8. 1;COD = 4770 mg/L; BOD5 = 350 mg/L; NH32N =680 mg/L。
1. 2 试验装置试验装置如图1所示,超声设备为UGH2300型探头式超声波发生器(中国科学院声学所研制) ,频率20 kHz,电功率0～200W连续可调,钛探头直径20 mm。
生活垃圾填埋场渗滤液中氨氮的脱除孙英杰徐迪民张隽超提要从垃圾填埋场渗滤液中氨氮的特性及其对渗滤液生化处理的影响出发，对渗滤液氨氮的脱除技术--氨吹脱、电化学氧化、生物脱氮进行了综述；并结合渗滤液回灌对生物脱氮新技术在渗滤液脱氮中的应用进行了探讨。
关键词垃圾填埋场渗滤液氨氮吹脱电化学氧化短程硝化厌氧氨氧化渗滤液NH3-N的处理技术有曝气吹脱、电化学氧化、生物脱氮技术等，本文将从渗滤液填埋场内单独处理的角度对以上技术进行探讨。
1 渗滤液中NH3-N的特性及其对处理的影响渗滤液中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100 mg/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荷，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，影响生化处理系统稳定有效的运行。
高浓度游离氨也降低了微生物活性。
赵庆良［1］等对NH3-N对微生物活性指标--脱氢酶活性的研究表明，NH3-N的浓度从50 mg/L 升高到800 mg/L，脱氢酶的活性从11.04 μgTF/m gMLSS降至4.22 μgTF/mgMLSS,相应的COD的平均去除率从95.1%降至79.1%。
2 渗滤液NH3-N处理技术2.1 调整C/N比为目的的预处理技术鉴于晚期渗滤液营养比例失调的问题，对进生化处理系统的渗滤液进行氨吹脱调整C/N 比是预处理脱氨的主要目的。
预处理脱氨对于中、晚期渗滤液尤为重要，预处理脱氨技术分为曝气吹脱与吹脱塔吹脱两类。
2.1.1 曝气吹脱技术曝气吹脱是直接或调整pH后在调节池或专门吹脱池中曝气，达到脱氨和改善营养比例的作用。
沈耀良［2］，胡勤海［3］，王小虎［4］，王宗平［5］等对曝气吹脱用于渗滤液脱氨预处理进行了研究。
沈耀良等在对苏州七子山垃圾填埋场渗滤液吹脱预处理试验中发现，在温度为25.5 ℃，pH为11左右，吹脱时间5 h，吹脱效率超过 82.5%，但文献中未明确气水比。
王宗平等在对武汉青山垃圾填埋场渗滤液小试和中山市垃圾填埋场渗滤液中试研究表明：曝气吹脱预处理是经济有效的，不仅可以去除氨氮，COD 也大幅度下降，氨氮去除率可达68%，COD去除率达到76%，而在不曝气的情况下，氨氮与COD 的去除率仅分别为27%和22%；王宗平等在对穿孔管曝气、表面曝气和射流曝气3种曝气方式的研究中发现，射流曝气效果最好，原因是该种方式具有较强的传质能力及切割搅拌作用。
王宗平等［6］将射流曝气吹脱技术用于广东中山市垃圾渗滤液处理厂改造工程，在调节池前端增加曝气吹脱池，投加石灰调pH，采用射流曝气使调节池前端处于好氧状态，DO 为1 mg/L左右，后端处于缺氧状态，DO为0.5 mg/L左右。
改造后调节池出水经生化处理后，出水氨氮＜25 mg/L，达到GB16889-97二级标准要求。
就国内曝气吹脱研究与应用而言，在吹脱时间上应保证4～5 h，但在气水比和调节pH方面则各不相同，这是由于研究的进水氨氮与COD浓度以及出水要求的不同造成的。
因为从预处理的目的与要求而言，曝气吹脱的条件应根据后续生化处理对C/N比要求而调整。
因此在曝气吹脱系统的运行过程中，应根据进水氨氮与COD浓度及C/N比对运行参数进行调整。
曝气吹脱技术存在的主要问题是吹脱气体的二次污染，吹脱气体会造成周围大气环境质量的下降。
2.1.2 吹脱塔脱氨陈石［7］，夏素兰［8］，吴方同［9］，倪佩兰［10］等都采用严格意义上的吹脱塔对渗滤液进行了预处理研究。
吴方同的研究表明：在温度为25 ℃，pH为10.5～11.0，气水比为2 900～3 600的条件下，吹脱效率在95%以上，COD/N 的比值得到明显改善。
陈石在温度为20 ℃，pH为10.8，气水比为5 000～6 000，水力负荷为 2.83 m3／(m２·h)的条件下，进水氨氮浓度2 000 mg/L时，去除率达到80%以上。
倪佩兰的研究表明，pH在10.5～11.0，气水比控制在2 500左右，温度在10～25 ℃的条件下，吹脱效率在70%～80%，温度高于25 ℃去除率提高较快。
吹脱塔脱氨除了存在二次污染的问题以外，还存在结垢、回调pH、初期投资较大等问题。
2.2 出水达标为目的的氨氮处理技术渗滤液经吹脱预处理脱氨后，氨氮浓度大为降低，营养比例失调的问题得到解决，但出水中氨氮达不到填埋场渗滤液出水GB16889-97二级标准，须进行进一步处理。
2.2.1 生物脱氮技术目前渗滤液生物处理采用较多的工艺流程为厌氧+好氧工艺。
厌氧一般采用UASB；从脱氮考虑，好氧一般采用活性污泥法及其变形，如氧化塘，SBR等。
近几年，SBR因其工艺优势，为国内外众多渗滤液处理研究者应用。
陈石［7］，王小虎［4］，胡勤海［3］等都对SBR处理渗滤液进行了研究。
陈石的研究表明，-N 在150～250 mg/L，出水基本维持在10 mg/L左右，去除利用SBR，进水NH3率在90%以上。
王小虎的研究表明，对新渗滤液控制污泥负荷为0.055 8 kgCOD/(kgMLSS·d)，对老渗滤液控制污泥负荷为0.035 2 kgCOD/(kgMLSS·d)，出水中NH3-N＜25 mg/L，达到GB16889-97二级标准，但出水COD达不到二级排放标准。
国外的研究［11］也表明：经过SBR工艺处理的渗滤液出水NH3-N可以降到较低水平，但出水COD很难达标，这是由于渗滤液中难降解物质含量高造成的。
2.3 电化学氧化除氨电化学氧化除氨是指在电场的作用下，将氨氧化为N2等含氮物质，达到去除氨氮的作用与目的。
王鹏［12］，李小明［13］等对渗滤液电化学氧化处理进行了研究。
李小明的研究表明：在电化学氧化中，氨氮先于COD被去除，在pH 为4.0左右，［Cl-］＝500 0 mg/L，电流密度为10 A/dm2，用SPR三元电极为阳极，电解时间4 h，氨氮浓度为263 mg/L，COD为693 mg/L时，去除率分别为100%和90.6%；在对电极的比选中，发现SPR三元电极明显优于DSA二元电极和石墨电极。
王鹏在对香港某填埋场渗滤液处理研究中发现，原水经UASB处理后进入电化学反应器，进水氨氮1 480±150 mg/L，COD为1610±170 mg/L，控制条件pH为9左右，电流密度32.3 mA/cm2，水样循环流速0.1 cm/s ，电解时间6 h，［Cl-］＞4 000 mg/L(进水中［Cl-］＝2 110±40 mg/L),氨氮去除率达到100%，COD去除率达到87%。
李小明与王鹏的研究表明电化学氧化不仅可以去除COD(去除率80%以上)，对氨氮的去除率更在100%，具有较好的处理效果。
王鹏还对电化学氧化的机理进行了研究，认为主要是电解过程中产生的C1２的氧化作用起到了氧化脱氨和去除COD的作用。
3 基于渗滤液回灌的生物脱氮新技术初步探讨短程硝化反硝化和厌氧氨氧化(ANAMOX)是当前生物脱氮研究领域内的新技术，前者的技术关键是控制生化脱氮中硝化为亚硝酸型硝化，在反硝化中不经历传统的NO3-阶段，从而降低了氧的需求量和反硝化所需的外加碳源量，大大降低了运行费用。
SHARON工艺［4］是目前唯一应用于实践的亚硝酸型硝化反硝化工艺，该工艺的研究表明，亚硝酸型硝化对 NH3-N浓度高，可生化降解COD浓度低的废水尤为适合，而这正是填埋场晚期渗滤液的特点，也是造成渗滤液难生化降解的原因之一。
厌氧氨氧化则是在厌氧条件下，自养的厌氧氨氧化细菌以NH3为电子供体，以NO2-和NO3-为电子受体将NH3-N与NONOx--N转化为NNO2等气态物质的过程。
与传统脱氮工艺相比，厌氧氨氧化［15］具有不需要氧气，不需要外加碳源，生物产量低，因而污泥量低等优点。
该工艺存在的缺点是因生物产率低造成系统停留时间长，所需反应器容积大。
对于填埋场系统而言，目前和今后一段时间内，大多仍将是厌氧填埋，从基于渗滤液回灌的填埋场生物反应器的角度考虑，厌氧填埋单元是一个可以利用的大容积厌氧生物反应器，利用填埋场生物反应器可以避免厌氧氨氧化工艺要求大容积反应器的缺点。
因此，在晚期渗滤液处理中，对于其中高浓度氨氮，可以利用生化系统进行部分硝化，控制 NH3与NOx-的比例，再结合渗滤液回灌操作将部分硝化的渗滤液回灌至填埋单元，利用厌氧填埋单元的厌氧环境实现厌氧氨氧化脱氮与脱氨。
其简单流程如下：高氨渗滤液→部分亚硝酸型硝化→回灌至垃圾填埋单元脱氮脱氨该设计工艺从理论上讲是可行的，但需要以下几方面的技术支持，即如何实现部分硝化特别是亚硝酸型硝化的稳定控制，回灌技术的成熟与应用，厌氧氨氧化技术的深入研究。
特别是亚硝酸型硝化与厌氧氨氧化应用于渗滤液氨氮处理在国内目前尚未开始。
4 结语在渗滤液氨氮的处理中，吹脱预处理能够达到调节C/N比，降低后续生化处理负荷的作用，曝气吹脱相对于吹脱塔吹脱更具有经济与技术优势，需要解决的是二次污染问题；渗滤液脱氨应与COD去除作为整体进行考虑，探索的工艺或技术应能同时解决氨氮与COD 问题，因为氨氮对环境的危害特别是富营养化要比COD更甚。
常规生物脱氮与电化学氧化脱氮可以使出水NH3-N达到标准要求，但出水COD不达标，同时使出水NH3-N和COD达标并适应渗滤液水质变化的处理工艺和运行方式是今后研究的重点。
氨氮的脱除应结合渗滤液的特点如C/N较低考虑新的脱氮技术进行研究，如亚硝酸型硝化反硝化，以及结合渗滤液回灌利用填埋场的厌氧环境实现厌氧氨氧化脱氮。
从系统的角度来看，渗滤液中高浓度氨氮是一种营养物质，而常规处理技术将其转化为 N2，处理过程要消耗大量能源，因而探索渗滤液中氨氮的回收利用应得到重视。
例如在垃圾综合处理系统中，吹脱的氨氮经简单净化后可以引入焚烧炉内，利用NH3与NONOx-在高温下反应生成N2减少NOx-的排放，也减轻了吹脱气对空气环境质量的影响；晚期渗滤液的硫酸铵镁化学沉淀法处理制造复合肥料也是研究的方向之一。
