垃圾渗滤液处理工艺 【技术领域】
本发明涉及一种垃圾渗滤液处理工艺，具体而言，涉及将垃圾填埋场产生的垃圾渗滤液进行净化以回收利用或实现安全排放。
背景技术
垃圾填埋是一种普遍采用的城市固体垃圾处理方式。由于压实和微生物的分解作用，垃圾中所含的污染物将随水分溶出，并与降雨、径流等一起形成垃圾渗滤液。渗滤液中含有大量难降解有机物、氮化合物、重金属等对微生物有害的物质。并且，随着垃圾组份性质、气候变化等因素，渗滤液的水质以及水量变化很大，组份逐渐变得复杂，并且随垃圾填埋场的使用年限发生变化。
目前，垃圾渗滤液处理方式有送往城市污水处理厂处理、填埋场内循环喷洒处理、垃圾渗滤液处理厂处理等。但由于大部分填埋场不建有渗滤液处理厂，而将渗滤液送往城市污水处理厂处理。但是，对于填埋年限超过5年的垃圾中产生的渗滤液，使用一般的污水处理方法很难达到排放标准，以致给城市污水处理厂出水水质带来很大影响。
因此，必须对垃圾渗滤液进行合理有效地处理，避免将其直接排入环境或地下水层而造成严重的环境污染。
现有技术中，许多填埋场根据渗滤液的特性采用单独的生物处理法、单独的化学处理处理法以及单独的物理处理法，也有综合处理法：化学+物理法，化学+物理+生物法等。
一般生物处理工艺有传统活性污泥法、长时间曝气、曝气式氧化塘、接触曝气法、接触氧化法、SBR，MLE，2级厌氧消化、旋转生物圆盘法(RBC)等。
生物处理法与微生物有很大关系，因此具有运行上的制约和占地面积大以及处理时间长等缺点。另外，微生物不能完全分解去除水中的所有有机物、色度、恶臭等，因此在处理渗滤液问题上仅靠生物法是无法满足处理要求，为了克服这种技术局限而建立与物化法相结合的合理有效的处理工艺构成才是解决渗滤液处理难题的关键。
利用分离膜的渗滤液处理工艺有化学处理法+生物处理法+分离膜工艺、化学处理法+分离膜工艺、物理处理法+分离膜工艺等。分离膜工艺以多种形态适用于渗滤液的2级处理中。
最新的相关技术发展，例如有美国CH2M HILL公司研发出的渗滤液直接渗透法处理技术。此技术能达到高标准的处理水质，又避免了工艺构成的复杂性，且能实现无人自控运行。
美国Rochem Separation Systems，Inc.研发出了Disc TubeModuleDTM)分离膜系统处理工艺。此技术的各项去除率为有机氮96％以上，重金属99％以上，挥发性有机化合物90％以上。
再例如日本KOBE STEEL LTD.等多个公司竞争研发的分离膜处理工艺是渗滤液处理技术中的一种分支技术。日本ATAKA公司研发出了生物处理法和分离膜工艺相结合的高新渗滤液处理工艺。此技术工艺组合简单，从而减少了建设投资费用，并且对于不同填埋年限产生的渗滤液都能提供有效的对策。
本申请的发明人致力于利用SBR生物法和分离膜工艺相结合的工艺开发。SBR是序批式间歇活性污泥法Sequencing Batch ReactorActivated Sludge Process)的简称，是一种按间歇曝气方式来运行的活性污泥污水处理技术，又称序批式活性污泥法。SBR技术采用时间分割的操作方式替代空间分割的操作方式，非稳定生化反应替代稳态生化反应，静置理想沉淀替代传统的动态沉淀。SBR技术的主要特征是在运行上的有序和间歇操作，SBR技术的核心是SBR反应池，该池集均化、初沉、生物降解、二沉等功能于一池，无污泥回流系统。
利用SBR生物法和分离膜工艺相结合，目的在于能够利用一个工艺流程处理不同填埋年限的渗滤液。例如，很多传统工艺中往往需要根据垃圾填埋场不同部位垃圾的“年龄”，针对“年轻”渗滤液和“年老”渗滤液采用不同的工序进行处理，而上述SBR工艺与分离膜工艺能够适合各种年龄的渗滤液处理。因此该工艺使工艺构成更为简单化。
但是，上述SBR生物法以及分离膜工艺仍然存在有待改进之处。
1)经过生物处理后的出水悬浮物(SS)浓度约为250～300mg/L，大部分由难降解物质和溶解性物质所组成。为了满足排放水标准并回用处理水，多采用反渗透膜分离工艺构成最终处理工艺。但是，目前的分离膜系统因渗滤液中的多种污染物质而容易产生膜堵塞，一旦发生膜堵塞，系统无法继续运行。
2)另外，将传统的SBR工艺简单结合到上述工艺中不能有效解决氨氮处理的问题。
渗滤液中的氮在填埋初期主要以有机氮形式存在，但随着时间的流逝逐渐变成厌氧条件，有机氮转化成氨氮。同时，随着有机物浓度的减少，渗滤液变为含有高浓度氨氮的水质。在使用传统的SBR工艺进行的生物处理阶段中，由于受到高浓度氨氮的影响，硝化微生物的活性减弱，从而对生物处理系统有一定抑制作用，难以处理。因此，一般在进行生物处理之前要单独设置氨吹脱、沉淀、离子交换等工序对氨氮进行处理，但在上述的附加工序需要例如使渗滤液在沉淀池中沉淀等过程，使得附加地设施占地面积较大，以及处理时间较长。此外，氨吹脱方法通常在曝气池或吹脱塔中进行，其中，曝气池由于气液接触面积小，吹脱效率低，而吹脱塔虽然去除氨氮效率较高，但存在运行成本高，脱氨尾气难以处理等的缺点。
【发明内容】
本发明针对上述相关技术和问题提出了进一步的改进。
本发明提出一种改善的垃圾渗滤液处理工艺，包括以下步骤：
1)预处理工序，其中将所述垃圾渗滤液引入中间池和初沉池对水质和水量进行调节；
2)生物学处理工序，将经过所述预处理工序的处理液通过序批式间歇活性污泥法生物学处理方法进行处理；
3)深度处理工序，其中使经过上述生物学处理工序处理的处理液进入涡流产生型的分离膜装置处理后，再进入卷式分离膜装置处理。
在上述工艺中，处理渗滤液过程中预处理段放置沉淀池，后接生物处理工艺(SBR)，在此单元工艺中去除部分有机物、氮、磷等后，利用涡流发生型分离膜系统以及卷式分离膜系统去除剩余悬浮物、氮、磷以及难降解有机物、色度等，其后，发明人针对常规分离膜系统易堵塞的问题，设置了涡流产生型的分离膜装置预处理后再进入卷式分离膜装置处理的步骤，由此，既能够更有效达到去除剩余物质的效果，还获得了不容易堵塞，运行稳定，自洁效果良好的技术效果。
老化的填埋场渗滤液是极其难以生物降解的，此时采用生物处理技术处理方法收效甚微。因此，一些运行了数十年的老填埋场将原有的生物处理设施放弃不用，而改用膜分离方法，特别是反渗透膜法。
本发明利用SBR生物处理工序与膜分离方法相结合，能够处理老化的填埋场渗滤液；另一方面，针对年轻渗滤液，SBR生物处理工序能够对其中的污染物给予有效生物降解处理，而本发明的膜分离工序能够有效替代传统生物处理流程中后接的沉降池、沙滤塔、活性碳吸附塔等设施，极大减小了设施的占地面积，另外，还能够实现一个工艺流程适用于不同年龄渗滤液的处理，因此，进一步通过合并使用同一工艺流程设施而减小了设施占地面积、管道铺设以及设备的投入成本。
本发明的另一方面，提出了进一步的改进方案，即，在上述的生物学处理工序中，投入生物陶粒作载体。生物陶粒作载体能够在受到冲击负荷时吸附毒性物质，随着废水得到处理，根据生物再生机理渐渐重新把毒性物质释放于水中，因此有效减少或消除冲击负荷影响。特别地，生物陶粒能有效吸附氨离子(NH4+)，因此在高浓度氨流入时也能稳定维持生物反应池运行状态。本发明利用生物陶粒的投放替代处理工序中的常规的除氨装置，例如，为进行氨吹脱处理而设置的曝气池或吹脱塔等。
另外，本发明的渗滤液处理工艺，还包括后续处理工序，其中对经过反渗透膜装置处理的含有难降解物质的浓缩液，进行臭氧强化酸化作用处理。
本发明的渗滤液处理工艺进一步将经过所述臭氧强化酸化作用处理获得的处理液一部分返送到生物学处理工序中的生物反应池作为碳元素使用，剩余部分回灌到垃圾填埋场；以及，将上述第一方面中的第1)、2)步骤中产生的污泥进行浓缩/脱水处理。
【附图说明】
图1示出根据本发明的垃圾渗滤液处理工艺的工艺流程图。
图2示出生物学处理工艺(SBR)的构成图。
图3示出关于生物陶粒的氨氮的离子交换原理图。
图4示出涡流发生型分离膜组件的内部构成图。
图5示出涡流发生型分离膜组件的工作原理图。
【具体实施方式】
在下文中，进一步详细说明如何实施本发明提供的技术方案，并结合附图对本发明的非限定性的具体实施方式进行说明。
采用涡流分离膜装置作为深度处理阶段的预处理装置
在本发明的渗滤液处理工艺应用的卷式分离膜是一种反渗透膜，处理液进入反渗透膜处理之前需进行预处理，从而去除固形物。本发明中利用了涡流分离膜装置作为预处理装置，其中膜组件形态为平板膜结构，在膜和膜之间放置涡流发生型旋转刀刃。现有技术中有采用叉流(Cross flow)方式增加膜表面流速降低膜污染的装置。与现有技术分离膜组件运行原理不同，本发明采用涡流发生型膜组件使得膜透过量高，有效降低了对预处理的要求，使得装置的运行更为容易，使用处理液的范围更宽，因此使整个处理系统构成更为简化。
涡流发生型分离膜装置FMX是在平板膜表面引起涡流，从而遏制膜污染的次世代膜分离工艺。FMX所产生的强烈涡流可以显著减少膜污染及敏感的膜污染反应。这种抗膜污染性能扩大了膜工艺适用范围和膜选择范围。
本申请人提交的国际专利WO2005087354，题为“Rotor forgenerating vortex water flow，and filtering apparatus employing thesame”，记载了申请人研发的一种新型的产生涡流的转子和过滤装置。申请人将上述参考文献引入本申请构成本申请说明书的一部分。
发明人利用上述装置作为本发明渗滤液处理工艺中所采用的卷式分离膜分离系统的预处理装置，发现其能将产生膜污染的悬浮物(SS)去除达到100％，使进入到卷式分离膜的负荷最小化，极大提高了处理效率。通过上述方式，本发明有效解决了SBR处理和卷式分离膜处理相结合工艺中一直存在的难题：设备难以稳定、长期运行，由于膜污染的积累造成设备日益低效，并使得设备维护成本极高。
生物陶粒在SBR生物处理工序中的应用
为了有效除磷脱氮，生物反应池内的微生物应在厌氧/缺氧/好氧条件下停留一定时间，并微生物活性、厌氧、缺氧、好氧时间都对处理效率产生很大影响。现有生物处理工艺中厌氧/缺氧/好氧状态的反应池容量大多是固定的，对负荷变化的对应能力不足。SBR工艺是一种间歇曝气工艺，因此容易变化厌氧、缺氧、好氧条件时间。图2是示出了SBR工艺间歇流入方式以及反应机理。
SBR工艺是适于除氮的深度处理工艺，本发明的优选实施方式中，在SBR工艺中进一步添加了附有氨吸附性能的生物陶粒，生物陶粒的投入改善了SBR工艺性能。当需要利用生物法去除高浓度氨氮时，因受高浓度氨氮影响，硝化微生物活性减弱，从而难以处理。生物陶粒能够吸附渗滤液中的氨氮，降低反应池内的浓度，降低冲击负荷，从而增强微生物活性。通过上述改进，使得设备运行容易、占地面积少、维护费用低廉。
生物陶粒是以海洋石硅石和沸石(zeolite)成分为原料，在高温下烧结制成的2厘米左右的多孔性球形物质。作为反应池内载体而使用的生物陶粒对除氮产生很大影响。作为生物陶粒主成分的海洋硅石其分子间孔隙大，从而电子进出自由、离子交换率高、氧化还原能力强，因此好氧微生物的直接培养能力强，有机物分解能迅速进行。
尤其在硅石里含有的铝成分具有很强的离子交换能力，在受到冲击负荷时吸附毒性物质，随着废水得到处理，根据生物再生机理渐渐重新把毒性物质释放于水中，因此不受冲击负荷影响也能有效处理废水。尤其生物陶粒能有效吸附氨离子(NH4+)，因此在高浓度氨流入时也能稳定维持生物反应池运行状态。
把生物陶粒适用在生物除氮工艺时，能抑制随氮浓度急增而产生的硝化毒性。尤其适用在硝化-脱氮(Nitrification-Denitrification)工艺时，在脱氮过程中把反应池内的氨离子引诱到生物陶粒内，从而缓解接下来的硝化初期因氮而产生的硝化阻碍现象，在硝化进行过程中氨离子浓度下降时，通过微生物的再生(Biological regeneration)过程，使生物陶粒内的氨离子重新流出于水中，从而诱导稳定的硝化过程。同时废水流入时可作为氨氮缓冲材料，能使氮饱和状态的生物陶粒再生。
通过这些生物陶粒特性，把废水内的氨氮部分离子交换，从而能抑制在除氮工艺中经常出现的硝化阻碍现象。如含有高浓度氮时，虽然流入初期发生硝化阻碍现象(Nitrification inhibition)，但通过生物陶粒进行氨离子交换，使氨氮浓度变化，从而减少硝化阻碍。
优选实施例
本发明由利用自然沉降的预处理、利用生物处理工艺的主处理、利用分离膜工艺过滤/浓缩的深度处理及利用臭氧的后处理4个阶段所组成。参见图1详细说明如下：
一.预处理阶段(A1、A2、A3)
在预处理阶段，先将垃圾渗滤液引入填埋厂渗滤液进水口(A1)，经过流量调节中间池(A2)，再流经去除土砂粒以及较大固形物的初沉池(A3)。
鉴于随填埋场周边的气象条件以及后段处理设施的安全性而设置流量调节中间池，从而实现有流动性的处理工艺构成。渗滤液从中间池进入到初沉池后通过自然沉降较大固形物以及将土砂砾去除。同时在初沉池中去除部分氨氮、挥发性物质、难降解物质、微细固形物，使后续生物处理工艺能够稳定运行。
二.主处理阶段(A4)
经过预处理阶段的渗滤液进入到生物反应池主处理阶段(A4)。
主处理阶段包括好氧工艺中一般的序批式工艺。序批式工艺(SBR)是在一个反应池中进行进水以及出水工序的处理工艺，按照规定的时间排序各单元工艺连续进行。图2是序批式工艺的处理流程图。进入到生物反应池的渗滤液通过5个阶段被处理。
序批式工艺是把渗滤液尽可能在短时间内分4～5次流入生物反应池(210)，使因冲击负荷给微生物带来的影响最小化。把进水作为碳源来使用并形成脱氮，PO4-P与原水内的Mg2+、Ca2+结合并形成固形物，从而在排泥时同时被去除。接下来在作为反应阶段的曝气阶段(220)中停止进水，并运行鼓风机给反应池供氧，从而把氨氮NH4-N)和亚硝化氮(NO2-N)硝化转化成硝态氮(NO3-N)，同时将缺氧条件后剩余的BOD(生化需氧量)以及可降解性COD(化学需氧量)氧化并去除。反应结束后开始进入沉淀工序，此阶段是为了分离污泥和上清液，此工艺是在曝气以及搅拌工艺停止运行且水流也完全停止的状态下进行，因此与连续式处理工艺的沉淀池相比固液分离性能更好。固液分离后的上清液在排水工序(240)中通过总浮在水面上自由上下浮动的排水工艺来排出，并防止在反应池上层产生的泡沫层被吸入。反应以及排水结束后，在闲置工序(250)中进行剩余污泥的排出，若有多个序批式反应池时，闲置工序为其他反应池预留充分的进水时间。闲置工序中排出的沉淀污泥(B4)送往浓缩池(A9)。
进一步，本发明优选实施方式中在序批式工艺中投入生物陶粒，通过生物陶粒进行对氨氮进行处理。图3示出氨氮的离子交换原理。把生物陶粒应用在生物除氮工艺时能抑制随氮的剧增而带来的硝化毒性。尤其，在生物硝化-脱氮(Nitrification-Denitrification)工艺时，脱氮过程中把反应池内的氨离子吸入到生物陶粒内，从而缓解硝化初期氮对硝化过程的阻碍现象，同时，在硝化进行过程中，当氨浓度下降后，通过微生物的再生(Biological regeneration)过程，生物陶粒内的氨离子重新流出到水中，从而诱导稳定的硝化过程。同时，在污水进入时，生物陶粒起着氨氮的缓冲材料作用，最后把氮饱和的生物陶粒进行生物再生。通过这些生物陶粒的特性对处理液中的氨氮部分离子交换，从而抑制生物除氮工艺中常见的硝化阻碍现象。
三.深度处理阶段(A5，A6)
经过生物处理阶段的渗滤液通过作为深度处理工序的涡流发生型分离膜(A5)和卷式分离膜(A6)来最终净化处理。
在利用上述涡流发生型分离膜工艺的处理工序(A5)中，在膜组件内部放置了星状刀刃形态的涡流发生转子，并通过它的旋转产生强烈的涡流，此涡流又在膜表面产生很强的剪切力防止膜污染堵塞，从而大幅增加分离膜透过水量，因此提高整个处理水量。其后进入卷式分离膜处理工序(A6)。经过上述分离膜工艺处理，对处理液中的悬浮物及难降解物质的去除率能达到90％以上。
此外，除上述例子以外的通过其他工艺处理后的出水也能进入到分离膜工序处理。
上述涡流发生型分离膜工艺是通过膜组件驱动件驱动电机产生的旋转力传达给膜组件400，使涡流发生型转子旋转。
如图4所示，膜组件400内部是以平板分离膜410、产生涡流的刀刃420、起膜支撑以及密封作用的导向环430来组成一层膜包，并依次叠层来组成叠层膜组件440。
图5是表示进入到叠层膜组件440的原水透过原理。进入的原水透过平板分离膜510并随分离膜下面贴着的隔网520聚集到膜组件内部的流路后排出处理水排放口530。在驱动涡流发生型分离膜组件时，为了获得一定去除效率的出水，在膜组件内部施压，此时为了防止因内部压力而可能发生的原水以及浓缩液的漏水现象设置耐压O型圈540。
随着运行时间的累计，未能透过膜的污染物质沉积在膜表面堵塞膜孔径，致使整个处理效率降低。因此，如上述说明，通过刀刃转子550在膜表面旋转产生很强的剪切力560，从而去除膜表面的污染物。
通过上述生物处理工艺(A4)处理的出水经过涡流发生型分离膜工艺进水口流入到膜组件内部。进入水在涡流发生型转子420旋转的状态下透过分离膜510，透过水通过出口排出，未能透过分离膜的浓缩液通过浓缩液排出口往外排出。通过生物处理的出水因为含有悬浮物以及难降解性有机物等，由以前的分离膜技术处理会产生很多问题，但涡流发生型分离膜技术在高浓度悬浮物下也运行性能稳定。涡流发生型分离膜工艺的过滤膜是一种超滤膜，孔径一般为0.01～0.1μm，能去除胶状物质和分子量为5,000以上的高分子物质以及大部分细菌和病毒。
从上述涡流发生型分离膜工艺中排出的浓缩液(B1)回流至中间池(A2)，处理水进入到卷式分离膜工艺中，从而进行卷式分离膜工序(A6)。进入到卷式分离膜工艺的水通过反渗透膜后分为最终处理水和浓缩液(B2)。
因最终处理水水质很好，可以作为清洗水、造景水、锅炉冷却水等回收利用。超过回用水量的处理水也可以排放(A7)。
上述卷式分离膜是反渗透膜，孔径一般为0.0001～0.001μm，能分离很小的分子和氮、磷等物质。
四.后处理阶段(A8，A9)
上述卷式分离膜(A6)工艺中产生的浓缩液(B2)进入到作为后处理工序的臭氧(A8)处理工艺中。卷式分离膜(A6)工艺中产生的浓缩液含有生物处理工艺(A4)和涡流发生型膜组件(A5)中未得到处理的难降解物质。因此不能像一般生活污水来处理，若喷洒在填埋场时不容易分解，要得到净化需要经过很长的时间。因此，需要一种能把浓缩水降解成可能进行生物处理的处理工艺。
如上述说明，渗滤液中含有生物降解很难处理的腐殖酸(Humicacid)、棕黄酸(Fulvic acid)等难降解物质。尤其填埋年限越长其难降解物质含量就越高。这些物质具有黑黄颜色，具有与生命体胶质不同的特性，是以一系列酸性电解物质所构成的很复杂的阴离子性有机高分子物质，是在微生物的新陈代谢或者分解过程中生成的。
由于臭氧很不稳定，因此在水中通过自解反应产生连续性氧化反应，分解机理受处理水的PH值、O3浓度，食腐动物等因素的影响。臭氧在酸性条件下比较稳定，但随着碱性条件越高，其分解速度越快。通过水解反应生成OH羟基，再经连锁反应进行分解。反应过程中生成的如H2O和OH-等自由基具有很强的氧化力，并具有很强烈的杀菌作用，与水溶液中的不纯物反应。与氯相比，臭氧的氧化分解作用高7倍、杀菌能力高2倍、杀菌速度高3,000倍，并不留任何化学物质和其他异味。
在浓缩水处理中的臭氧利用是臭氧的间接反应结果，即大量生成OH羟基、自由羟基，使COD浓度急剧下降。通过臭氧自解生成的OH羟基，与臭氧相比具有高电位差，并几乎与所有有机物进行快速反应，这是在污水处理中利用臭氧的最重要原因。
如上述说明，填埋年限越长，渗滤液中微生物能利用的有机物量就越少，相反，难降解性物质含量就越高，这是因碳源不足而除氮效率下降的主要原因。在卷式分离膜中产生的浓缩液(B2)利用臭氧把难降解物质分解后部分处理水(B3)回流至生物反应池作为碳源来使用，剩余处理水喷洒在填埋场(A10)，从而建立稳定的循环处理系统。同时给填埋场提供高浓度氧(O2)，从而能提高填埋场内有机物分解能力。
上述说明中，作为预处理工艺(A3)和作为主处理工艺的生物处理工艺(A4)中产生的沉淀污泥(B4)以及剩余污泥(B5)送往浓缩/脱水装置处理，脱水液(B6)回流至中间池(A2)处理，从而提高处理效率，浓缩泥饼送往填埋场(A10)处理。
下面是采样本发明的工艺方法对垃圾渗滤液进行处理的实例。
表1.中试结果
项目 CODcr (mg/L) SS (mg/L) TN (mg/L) NH4+-N (mg/L) TP (mg/L) 进水 17,000 3,000 3,000 2,500 20 生物处理工艺出水 900 300 300 27 4
项目 CODcr (mg/L) SS (mg/L) TN (mg/L) NH4+-N (mg/L) TP (mg/L) 膜系统出水 30 0 20 1 1 去除效率(％) 99.8 100 99 99.9 95
填埋场水质分析为渗滤液的pH为7.3～8.0，属于填埋年限5年以下的垃圾渗滤液pH特性。进水水质为CODcr 17,000mg/L，TN3,000mg/L。在试验运行期间污染物质平均去除率为如表1所示，其SS为100％，CODcr为99.8％，NH4+-N为99.9％，TN为99％，TP为95％。
本发明的优选实施例取得了如下技术效果：
以简单经济的处理工艺及有限的处理设施，极大地提高了渗滤液的处理效率；并解决了由于填埋年限长，渗滤液中高含量的氨氮、悬浮物及难降解物质的去除困难问题。
更具体地，在垃圾渗滤液处理中，应用了具有氨氮去除率很高的功能性载体的生物处理工艺，并引入了利用涡流发生型分离膜以及卷式分离膜处理工艺，极大的提高了处理效率。
尤其是提出了在生物处理工艺中加入功能性载体，从而使生物除氮率提高至93％以上，BOD5去除率提高至96％以上，CODcr去除率提高至95％以上，悬浮物SS去除率提高至93％以上。此外，在生物处理以后再通过分离膜的深度处理使最终处理水质维持在BOD510mg/l，CODcr 10mg/l，SS 0mg/l，TN 20mg/l，NH3-N 5mg/l，TP 1mg/l以下，从而满足了中国排放水水质标准。同时利用涡流发生型分离膜组件去除对卷式分离膜有影响的粒子物质，从而省去生物处理工艺出水的附加处理处理设置，如沉淀池。
与以前膜分离系统的叉流方式相比，涡流发生型分离膜组件是利用了刀刃转子产生强烈的涡流并在膜表面产生很强的剪切力，因此膜污染程度低，化学清洗周期长，并在涡流发生型分离膜组件中去除大部分悬浮物(SS)，使后续卷式分离膜寿命能延长很多。同时与以前的沉淀池以及其他深度处理工艺相比维护管理费用低，运行容易。
一般渗滤液的生物降解性变化是以BOD5/CODcr值来可以预测。新建填埋场中产生的渗滤液BOD5/CODcr值一般为0.5以上，此类渗滤液中的有机物很容易生物降解。填埋年限较长的填埋场产生的渗滤液BOD5/CODcr一般为0.05～0.2，此类渗滤液中的有机物质很难生物降解。其原因在于此类有机物质主要为生物降解很难的腐殖酸或棕黄酸。这些生物降解性变化是根据填埋年限、废弃物特性、土壤特性等有所不同，但最大的影响因素为填埋年限。因此经过一定填埋年限的渗滤液很难以生物处理工艺来处理。
本发明的涡流发生型分离膜和卷式分离膜组件深度处理设施是因填埋年限高而无法生物处理时也可以实现很高的悬浮物去除率和难降解物质去除率，从而以灵活多变的工艺构成能使额外的设施费用最小化。
上述实施例和附图是对本发明的非限定性的说明，但本发明不局限在具有上述的具体实施例中。在领域的技术人员可以对本发明进行改变而不脱离本发明的主旨。本发明的保护范围由所附的权利要求限定。