垃圾渗滤液是处理难度较高的废水。针对本地区垃圾填埋场场渗滤液的长期监测发现，部分垃圾填埋场渗滤液总氮时有超标现象。通过实地调查，分析了总氮超标的原因，并从工艺调整以及管理对策等方面进行探讨，提出改进意见。
垃圾渗滤液中总氮监测情况垃圾渗滤液是由超过垃圾所覆盖土层持水量和表面覆盖潜力的雨水进入填埋场后流经垃圾层和所覆盖土层而产生的污水及垃圾本身所含水分，垃圾分解所产生的水和地下渗入水所组成的高浓度污水 [1]。近年来对本地区各垃圾填埋场渗滤液进行监督性监测发现，部分垃圾填埋场处理排放的渗滤液中总氮较高，乃至超标，某些垃圾填埋场渗滤液中的总氮甚至是处于长年稳定超标状态。以2017年1月，对湘潭县某垃圾填埋场处理后渗滤液的监测情况为例（见表1），其渗滤液经处理后，主要污染物控制指标中化学需氧量、氨氮、总磷等均较低，符合排放要求，但总氮却高达409mg/L，超过GB16889-2008《生活垃圾填埋场污染控制标准》表2中总氮标准限值（40mg/L）9倍之多。2018年4月，对湘乡市垃圾填埋场处理后渗滤液的监测（见表2）表明，其总氮高达1.24×103mg/L，超标30倍。
为了解相关垃圾填埋场渗滤液总氮超标的原因，湘潭市环境保护监测站曾对A县从垃圾填埋场渗滤液处理情况进行调查监测。由于之前多次监测结果均表明，在渗滤液处理设施进口氨氮＞100mg/L时，处理后渗滤液中氨氮浓度一般均能保持＜1mg/L，而总氮却高达数十至数百mg/L。这说明处理系统中硝化反应是进行得比较彻底的，即氨态氮氧化成硝态氮的过程是顺利有效的，因此调查的重点集中在硝态氮的转化上。将2017年2月所做调查的监测数据进行汇总。
从该次调查监测的数据进行分析可知，该填埋场渗滤液处理设施中MBR（Membrane Bio-Reactor，即膜生物反应器）作为A2O（Anaerobic-Anoxic-Oxic，即厌氧-缺氧-好氧法）生化系统末端的固液分离环节，其出口废水总氮达608mg/L，其中硝酸盐氮为470mg/L。由此证明其生化系统的脱氮效果不佳。
理论上，在A2O工艺的缺氧/厌氧段中，硝酸盐（NO3−）中的氮（N）将被还原成氮气（N2），从系统中脱除，即实现反硝化脱氮。但监测数据表明，氮仍以硝酸盐氮的形式存在于系统中，因此系统的反硝化存在严重问题。
此外，从整个处理系统的原理上分析，即使生化脱氮环节效果不佳，RO（Reverse Osmosis，即反渗透）环节仍应具备脱除硝酸盐氮的能力，但检测发现RO出口水的总氮和硝酸盐氮分别有393mg/L和336mg/L，与RO进口相比，仅下降60%左右。
这说明RO膜可能已经出现穿透或膜系统内部出现短流，导致RO系统无法有效截留污染物。从现场检测RO出水的电导率来判断，调查期间RO进口水电导率为7.77mS/cm，出口水电导率为4.64mS/cm，电导率下降幅度很小，亦可得出相似结论。
RO系统的运行故障属于个案，在此不予展开讨论，仅就A2O生化工艺而言，脱氮效果不佳有多种原因。在处理系统运行操作层面，污泥负荷与污泥龄控制，系统内、外回流比选择，系统温度与酸碱度控制， 缺氧区溶解氧控制等因素都可能影响到反硝化效果。
但本地区相关垃圾填埋场渗滤液处理反硝化失败*主要的原因还是在于渗滤液本身的性质。一方面垃圾渗滤液由于高浓度的氨氮对生物处理系统有一定的抑制作用；另一方面，由于高浓度的氨氮造成渗滤液中的C/N比失调，生物脱氮难以进行，导致*终出水难以达标排放 [2]。
有广泛的研究均证实，老年化的垃圾填埋场产生的渗滤液碳源不足，难以满足理想的生化处理要求。超过十年的垃圾填埋场，其渗滤液中COD/TOC＞2.0，BOD/COD＜0.1 [3]，因此可生化难度大。
脱氮控制对策及其利弊探讨目前，针对垃圾填埋场渗滤液中碳源不足，导致反硝化过程中电子供体不足，不能满足系统中硝态氮还原的问题，各家填埋场大都采取人工投加碳源的办法来解决，有的投加面粉、有的投加葡萄糖。这样做一方面增加了系统中的碳源，满足了反硝化脱氮的需要；但另一方面，人为制造的COD也增加了系统处理污染负荷，由此增加了系统运行的物料、动力等各方面的成本，导致废水处理经济成本高企。
此外，依靠生化处理之后的膜处理技术把关，正常情况下处理效果确实能得到很好的保证，但处理装备的前期建设投入和后期运行成本均非常高。这说明现有的脱氮控制技术完全能满足脱氮的实际需要，但经济上需要更大的付出，如何寻求此间的平衡值得进一步探讨。
另外，从技术和管理政策方面看，如何对待总氮超标也值得引起思考。总氮是一个综合性指标，是指水中溶解态氮和悬浮物中氮的总和，包括了可能存在的硝酸盐氮、亚硝酸氮、无机铵盐、溶解态氨和大部分有机化合物中的氮。环境中不同形态存在的氮对环境的危害或影响是不同的。
有机氮和氨氮对水环境的危害会比硝酸盐氮的危害要大得多，从环境质量标准体系中对总氮、氨氮和硝酸盐氮的限值规定可对此进行有力的说明，见表4。虽然现行的《地表水环境质量标准（GB3838-2002）中总氮标准限值与氨氮限值一致，且远低于硝酸盐氮限值，并不科学，但在实际地表水环境水质的考核评价中，并不对总氮进行单因子评价。总氮监测数据更多地是应用在评价湖库水体的富营养程度方面。
注：所列限值为适用于集中式生活饮用水源的III类标准限值或适用于集中式生活饮用水地表水源地补充项目标准限值。
由于自然条件下，氨态氮可以转化为硝酸盐氮，而硝酸盐氮是不可能逆转为氨态氮的，所以没有必要对硝酸盐氮实施严厉的控制措施，现行的综合排放标准或各行业排放标准均未将硝酸盐氮作为约束性控制指标。不加区分地将总氮作为控制性指标可能会给以硝酸盐氮为主的排放企业的废水处理以及环境保护主管部门的管理带来困扰。事实上这种困扰已经在本地区出现，垃圾场为总氮超标应如何整改而叫苦，环保部门则为是否应对总氮超标处罚而纠结。对此，我们认为针对垃圾填埋场渗滤液，以氨氮限值控制氨态氮排放，以化学需氧量或凯氏氮限值控制有机氮排放，或比单纯以总氮限值控制氮污染更合理。对部分老龄化垃圾填埋场处理后渗滤液总氮超标的问题进行了调查，发现总氮超标的实质是硝酸盐氮过高，判断其原因是渗滤液中碳源不足，导致生化处理系统的反硝化脱氮效果不佳。
目前所采取的提高脱氮能力的措施为人工投加碳源，客观上增加了系统处理负荷，并大大提高了经济成本。由硝酸盐态氮导致的总氮超标所产生的实际环境危害比由氨态氮或有机氮超标带来的环境危害要小得多，建议不再对这类硝酸盐态氮过高的废水进行总氮评价考核，而直接用氨氮或凯氏氮进行考核更为合理。