摘要

許多垃圾填埋區可能含有外來生物化合物，包括單芳香烴和鹵代烴，這些化合物有充分的文獻證明對水生環境有負麵影響，而且難以生物降解。本研究采用高級氧化與懸浮纖維生物過濾聯合處理垃圾滲濾液。深度氧化破壞了垃圾滲濾液中的外來生物，隨後的生物過濾分解了有機化合物。經過高級氧化，垃圾滲濾液中的鐵亞鐵被氧化為氧化鐵，並覆蓋在懸浮纖維上，懸浮纖維隨後通過吸附去除垃圾滲濾液中的磷。通過高級氧化，76%的有機物被去除。在接下來的一係列生物過濾器中，第三級生物過濾器的出水達到排放要求，進一步去除有機物。對於鐵的去除，高級氧化隻有助於鐵的轉化，而下麵三個階段的生物過濾去除了99%的鐵。在該體係中，磷通過被氧化鐵包覆的懸浮纖維吸附而被有效去除。這項技術在為低人口地區服務的小型垃圾填埋場和遠離汙水處理係統的垃圾填埋場有潛在市場。它為垃圾填埋場管理人員處理垃圾滲濾液提供了一種可持續和有利可圖的解決方案，垃圾滲濾液中含有高濃度的外來生物、有機、鐵和磷。

關鍵字

高級氧化;異型生物質;鐵;磷;垃圾填埋場

簡介

當城市固體廢物(MSW)填埋場對危險廢物的處置限製較少時，許多垃圾填埋場可能收到了外來生物有機化合物(XOCs)。在這些垃圾填埋場中最常見的XOCs是單芳香烴(即苯、甲苯、乙苯和二甲苯等)和鹵代烴(即四氯乙烯和三氯乙烯等)。垃圾填埋場滲濾液中的XOCs還包括合成的有機氯化物，如塑料和農藥，天然存在的有機化學物質，如多芳烴(PAHs)，以及原油和煤的一些餾分等[2,3]。異種生物分子的結構通常以“非生理性”取代基和穩定的化學鍵為特征，使異種生物抗降解。這些汙染物對水生環境[4]有很好的負麵影響。

垃圾滲濾液中XOCs的組成和濃度受堆積物類型、垃圾質量、水文地質因素和垃圾堆積物年代的影響。雖然與其他處理方案相比，生物處理具有成本效益，但當處理來自成熟堆填區的滲濾液時，由於含有難以降解和/或不可生物降解的有機物質(如XOCs)，其效率並不高。然而，當生物處理工藝與高級氧化相結合時，可以將最初的持久性有機化合物轉化為更可生物降解的中間體，[5]顯示出了良好的前景。先進的氧化工藝已經證明了降解頑固XOCs的能力。因此，高級氧化過程，即使用氧化化學物質如臭氧(O_3.過氧化氫(H₂O₂)和紫外線輻射等可作為生物降解的替代品，有效打破垃圾滲濾液[6]中穩定的外來生物結構。在實踐中，O_3.H₂O₂在過去的幾年裏，紫外光和其他氧化化合物降解難降解有機化合物引起了人們的興趣[7,8]。深度氧化通過破壞外來生物有機物，增加了垃圾滲濾液的生物降解，用於後續的生物相關處理[9-11]。在深度氧化過程中，產生•OH的羥基自由基，它具有很高的電子勢，可以氧化多種有機化合物。高級氧化的多功能性增強了，因為它們為•OH自由基的產生提供了不同的可能方式，因此可以更好地符合特定的處理要求[12]。高級氧化在實際應用中的難點在於對給定汙染物選擇或設計最有效的氧化體係。確定了使用特定氧化劑的優點和缺點。

高級氧化工藝能夠將有機物氧化到它們的最高穩定氧化狀態(即完全礦化)，並提高頑固有機汙染物的可生化性，達到與後續經濟生物處理[13]相適應的值。這些過程通常用COD、BOD和BOD/COD來評價。最初，臭氧氧化是第一個被證明可以有效去除廢水流出物[14]中的COD(在大多數情況下減少約50%至70%)的方法。然而，臭氧氧化對穩定滲濾液的氧化效果並不一致。在某些情況下，臭氧消耗1.3至1.5 g O 1小時後，僅觀察到30%的COD損耗_3./ g鱈魚[3]。另一方麵，當臭氧氧化與其他高級氧化手段(如過氧化氫)結合使用時，COD去除率顯著提高。對O的去除率可達90%以上_3./小時₂O₂過程(15、16)。關於H₂O₂/UV工藝，BOD₅/ COD比值也顯著增加，從0.1[17]增加到0.45[17]。Fenton和photo-Fenton工藝可分別降低COD 45 ~ 75%和70 ~ 78%。在生物降解性方麵，BOD₅芬頓工藝[18]氧化後/COD比值接近0.5。在酸性條件下，Fe^{2 +}/小時₂O₂這種混合物以非常有效的方式產生•OH自由基。據估計，O_3./小時₂O₂係統COD約為2.3美元/ kg[19,20]，臭氧顆粒活性炭吸附為2 - 4美元/ m3[21]。另一方麵，芬頓處理垃圾滲濾液的估計操作成本為每立方米[22]5.19美元。需要注意的是芬頓法需要較低的pH值，這限製了芬頓法的廣泛應用[23,24]。

懸浮纖維生物過濾作為廢水處理的一項創新技術，使生物接觸氧化成為可能，可顯著提高BOD和COD的去除，降低汙泥產量。為了去除鐵，接觸氧化是通過微生物介導的鐵氧化和固定實現的，在此過程中，亞鐵被氧化為鐵，並固定在過濾介質[25]上。因此，溶液中懸浮的鐵離子很少，可以逃過過濾器。懸浮纖維生物過濾處理垃圾滲濾液，可實現鐵、磷的串聯除磷。具體來說，如果加入高級氧化，鐵首先通過接觸氧化被氧化，並以鐵氧化物的形式包裹在懸浮纖維上，對磷具有較高的結合強度[26,27]。由於磷和鐵氧化物之間的顯著相關性，人們對鐵氧化物吸附磷的能力和機理進行了大量的研究。磷在鐵氧化物上的吸附機製一般以配體交換為主，其中兩個單配位的羥基或水分子被一個磷酸陰離子取代，形成雙齒雙核絡合物[28,29]。磷酸鹽表麵配合物非常穩定，導致交換速率緩慢，磷吸附具有明顯的不可逆性(滯回性)[30,31]。由於懸浮纖維生物過濾器顯著增加了表麵積，因此磷的去除可以達到顯著的高效率。

在本研究中，先進的氧化工藝，即使用紫外線或氧化化學物質，被引入到滲濾液的處理和懸浮纖維生物過濾，以降解外來生物化合物和去除磷從垃圾滲濾液。除了異種生物破壞，高級氧化還導致有機物的好氧生物降解和鐵和磷的去除。在經過深度氧化的外生物破壞後，通過一係列懸浮纖維生物過濾器逐步去除鐵、磷和有機物。先進的氧化處理工藝，即使用氧化化學品和隨後的懸浮纖維生物過濾，為在堆填區處理堆填滲濾液提供了一種新穎、節省成本和空間的處理方法。

材料和方法

垃圾填埋場滲濾液

堆填區滲濾液收集自位於佛羅裏達州坎貝爾頓的斯普林希爾堆填區。春山堆填區現時透過位於堅木道的廢物轉運站，接收來自利昂縣的生活廢物。此外，Springhill垃圾填埋場還提供以下非危險廢物處理服務:石棉易碎廢物、石棉不易碎廢物、汽車碎紙機碎屑、生物固體、建築和拆除垃圾、桶管理液體、桶管理固體、工業和特殊廢物、液體(固化服務)、城市固體廢物、輪胎、堆場廢物和CERCLA廢物。滲濾液被收集在溫度控製在4°C的容器中，並立即運輸到實驗室。生化需氧量₅化學需氧量和化學需氧量在實驗室按標準方法和NH進行測定₄⁺-N濃度用分光光度法[32]定量。收集的垃圾滲濾液有BOD₅COD為1278 ~ 1767 mg/L₄⁺-N在416 ~ 674 mg/L之間。值得注意的是，這些測量是基於收集的樣品上清。對滲濾液固體沉澱物的組成進行了EDX分析，結果表明滲濾液固體沉澱物中C含量為74%，O含量為16%，Si含量為9%，Fe含量為1%。本研究所用垃圾滲濾液的特性如表1所示。

組件	範圍(mg/L, pH除外)	平均
pH值	6.97 - 7.84	7.41
TSS	1645 - 1897	1771年
鱈魚	1278 - 1767	1522年
生化需氧量5	346 - 512	428
TKN	1045 - 1879	1462年
氨氮	416 - 674	542
Nitrate-N	46.8 - 124.6	62.3
堿度(CaCO3.）	2141 - 5264	3702年
總磷	168 - 326	247
硫酸	156 - 246	201
氯	1897 - 3246	2571年
鈉	1246 - 2874	2060年
鈣	167 - 208	187
鎂	115 - 462	288
鎘	0.01 - 0.05	0.03
銅	0.46 - 0.64	0.55
鐵	156 - 276	216
錳	10.5 - 16.7	13.6

表1:堆填區滲濾液的特性

實驗程序

垃圾滲濾液在氧化反應器中經過高級氧化處理，滲濾液在一係列懸浮纖維(聚丙烯)生物過濾器中進一步處理(圖1)。氧化反應器尺寸為2 cm(直徑)× 8 cm(長度)，懸浮纖維生物過濾器尺寸為4 cm(直徑)× 15 cm(長度)。流速為0.4 mL/min，後續氧化反應器和後續懸浮纖維生物過濾器的停留時間分別為62 min和235 min。在批量試驗中首次分別研究了高級氧化法對滲濾液的氧化作用。臭氧和過氧化氫應用於臭氧/COD或過氧化氫/COD摩爾比達到1.0時。紫外線輻射範圍為10 ~ 100 mJ/cm²．

圖1:實驗裝置

在第一級懸浮纖維生物濾池內，纖維經深度氧化後通過接觸氧化被鐵氧化物包覆。鐵包覆纖維對磷具有較強的結合強度。在第二和第三階段的纖維生物過濾器中接種負責有機分解和接觸氧化的細菌群。以垃圾填埋場土壤為接種劑進行菌落培養。結果發現，菌群中革蘭氏陰性菌(57%)和革蘭氏陽性菌(43%)的出現頻率幾乎相等。芽孢杆菌占總成分的25%，其次為弧菌(17%)。主導地位的芽孢杆菌與Krishnan和Saramma[33]的發現一致。其他屬類與腸杆菌科組,節細菌屬，枯草芽孢，氣單胞菌屬,Pseudomnas等。在深度氧化過程中，在懸浮纖維生物過濾器內，接種的微生物破壞了外來生物，並進一步降解了副產物和殘留物。

在這項研究中，用臭氧、過氧化氫和紫外線輻射對滲濾液的深度氧化進行了評估。使用4 g/小時臭氧發生器從氧氣中產生臭氧(RMU 16-04, Azcozon Industries, Langley, bc . Canada V1M 3E5)。這種臭氧發生器能夠產生高達4克/小時的臭氧氣體使用壓縮氧玻璃/石英電極。新鮮的臭氧原液是由O_3.氣體(1.5%-3%)放入250毫升臭氧氣體清洗機中，用10mm磷酸鈉在pH值為6時緩衝。為了盡量減少原液中臭氧的衰變，臭氧洗滌器保持在<6°C。臭氧濃度的測定遵循標準方法(4500-O_3.B靛藍比色法測定的臭氧原液濃度為33 mg/L O_3.．紫外線輻射是通過暴露在UV準直光束下實現的，使用4盞germicidalUV燈(每盞15 W)，發射波長為λ=254 nm (G15T8，通用電氣公司，克利夫蘭，俄亥俄州)。用Cary 60紫外可見分光光度計測定樣品的紫外吸收率。每個樣品的入射光強度由配備SED240傳感器的IL 1700輻射計測量(國際光，皮博迪，MA, usa)。相應的紫外線劑量是用輻射時間乘以在波長254 nm處測量的紫外線燈的強度來計算的。H₂O₂是直接從Sigma-Aldrich那裏得到的。

采用反相高壓液相色譜法(HPLC)測定pCBA和BPA的濃度，紫外檢測器波長為234 nm，保留時間分別為21 min和17 min。亞鐵定量采用1,10-鄰菲羅啉法[35]。在1,10-鄰菲羅啉(C₁₂H₈N₂- - - - - - H₂O)，亞鐵與試劑形成穩定的橙色絡合物:

$ $ {\ rm {F}} {{\ rm {e}} ^ {2 +}} (aq) + 3 (ph) {{\ rm {H }}^ + } = {\ 離開[{{\ rm {Fe (ph值}}{{\ rm{)}} _3}} \右]^ {2 +}}+ 3 {{\ rm {H }}^ + }\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,( 1) $ $

本實驗使用0.0125 m1,10 -菲羅啉，用分光光度計(Shimadzu UV-1650 PC)在520 nm波長下定量測定亞鐵濃度。磷的定量采用抗壞血酸法。

使用298 K的Varian Unity 600-MHz儀器進行核磁共振分析。約50毫克的樣品溶解在1毫升的氧化氘(D₂在以下條件下記錄1H-NMR譜:采集時間1.7秒，弛豫延遲1.0秒，脈寬45°，頻率為600 MHz。

結果

臭氧化

貨到付款和按需交貨₅當以不同臭氧用量/COD摩爾比臭氧處理堆填滲濾液時，數值隨臭氧用量的增加而下降(圖2)₅/COD值隨氧化增強而增加，有利於後續的生物降解過程。有人懷疑，通過臭氧氧化，一些難降解的有機化合物被分解成可生物降解的簡單有機化合物。采用高效液相色譜法對垃圾滲濾液的臭氧分解過程進行了監測。發現的主要副產物包括對苯二酚、兒茶酚和馬來酸等簡單有機酸和幾種不明化合物。頑固的草酸積累產物(C₂H₂O₄)也是在臭氧化過程中發現的。臭氧氧化50分鍾後，草酸從開始的21 mg/L增加到45 mg/L(圖3)。進一步研究了最終產物的生物降解情況，即草酸和甲酸的混合物，濃度分別為100 mg/L。人們發現，微生物能夠在兩天內消除這兩種化合物。這些結果表明臭氧氧化在處理垃圾滲濾液方麵具有廣闊的應用前景，即生物過程無法清除的劇毒基質可通過臭氧氧化降解，轉化為可生物分解的化合物。對草酸和甲酸降解負責的菌落是懸浮纖維生物過濾器培養和接種的菌落。它們顯示出了消除臭氧化產物的能力。

圖2:臭氧氧化對BOD5 /COD比值的影響

圖3:臭氧氧化後草酸的積累

雙酚A (BPA)是一種塑料添加劑，用於生產聚碳酸酯塑料和環氧樹脂。研究表明，大量的雙酚a可以從塑料中濾出，進入環境，包括垃圾填埋場的滲濾液，造成公共健康問題。BPA作為一種外來生物有機化合物(XOC)，其在垃圾滲濾液中的濃度隨垃圾的年代和組成而變化。垃圾滲濾液中BPA的典型濃度為0.07 ~ 269 μg/L。傳統的垃圾滲濾液生物處理方法對BPA的去除效果不佳。在本研究中，BPA的去除率隨著臭氧投加量的增加而增加，這也是pH的函數(圖4)。臭氧投加量為10 mg/L, pH為9.5，反應時間為10分鍾，可去除60%的BPA。在8.9 mg/L的臭氧投加量下，研究了BPA在垃圾滲濾液中的氧化動力學。在本研究調查的所有pH條件下，雙酚a的消耗隨著臭氧化反應的增加而增加。然而，與pH值為5時相比，臭氧作用對BPA的消耗在pH值為7和9時更為明顯(圖5)。似乎臭氧作用在5分鍾後對BPA的消耗更有效。同樣，臭氧作用10分鍾後，耗損又恢複到中等程度。 In a separate experiment, BPA depletion using combined ozone and hydrogen peroxide was also tested. The results showed that applying ozone alone was more efficient in BPA depletion than combined ozonation with hydrogen peroxide.

圖4:臭氧氧化去除雙酚a與pH的關係

圖5:臭氧氧化耗損雙酚a動力學

過氧化氫氧化

COD去除率隨H的增加而增加₂O₂當垃圾滲濾液與過氧化氫在不同H下反應時，兩種pH值的濃度₂O₂pH值為7.4和9.6時的COD摩爾比(圖6)。pH值為7.4時COD去除率比pH值為9.6時更好。與臭氧氧化法相比，過氧化氫對垃圾滲濾液COD的去除效果更好。例如，當過氧化氫被用在H₂O₂摩爾比為0.2、0.5和1.0,COD去除率分別為72-75%、75-80%和80-90%。相反，臭氧/COD摩爾比分別為0.2、0.5和1.0時，COD去除率分別為40%、50%和70%左右。生化需氧量₅值也隨著過氧化氫濃度的增加而降低(圖7)₅/COD值隨過氧化氫用量的增加而增加，這同樣有利於後續的生物降解過程。與臭氧氧化相比，過氧化氫在低過氧化氫劑量下消耗COD更快。例如，在H₂O₂/COD摩爾比為0.4時，消耗了70%的COD。然而，當臭氧/COD比為0.4時，隻有25%的COD被消耗。另一方麵，在高劑量下，過氧化氫和臭氧氧化都觀察到類似的COD消耗。當過氧化氫/COD或臭氧/COD摩爾比大於0.8時，過氧化氫和臭氧處理的COD損耗都是中等的。值得注意的是，H₂O₂可能歸因於芬頓反應和隨後的Fe(OH)_3.沉澱，這導致有機去除的方法，凝固。這意味著有機減少是通過混凝而不是氧化。

圖6:用可變H去除COD₂O₂pH值為7.4和9.6時的劑量

圖7:BOD5 /COD比值與H的函數關係₂O₂劑量

紫外線輻射

在pH值為4.0、7.4和9.6的垃圾滲濾液上施加10至100 mJ/cm2的紫外線輻射(通過改變暴露時間從0到15分鍾)。結果表明，在高和低pH值下，紫外線輻射對COD的去除效果優於中性pH值(圖8)。但在所有測試的pH值下，紫外線輻射的去除效率都較低。因此，建議不要單獨使用紫外線處理堆填區滲濾液。當H₂O₂結合紫外輻射，在低H條件下COD去除率高₂O₂劑量(H₂O₂/COD=0.25)，特別是在低和高pH值時(圖9)₂O₂劑量H₂O₂/COD=0.25時，COD去除率隨UV輻射的增加而增加，pH 4.0時COD去除率達96%，pH 9.6時COD去除率達90%。在pH為7.4時，可去除約75%的COD，紫外輻射的變化對COD的影響最小。在其他的實驗中，也研究了紫外線輻射與臭氧氧化的結合，但結果並不令人滿意。

圖8:在pH值4.0、7.4和9.6的可變紫外線輻射下去除COD

圖9:不同紫外線輻射下H₂O₂劑量為H時₂O₂/COD = 0.25, pH 4.0, 7.4和9.6

銨態氮經深度氧化氧化為硝態氮(圖10)。一旦進入硝酸鹽模式，由於係統是在氧化條件下運行的，氮不會在係統中進一步去除。

圖10:不同高級氧化方式的氨氧化

生物過濾器的性能

經深度氧化處理後的滲濾液被引入到纖維生物濾池中。在生物過濾器內部，接種的微生物群戰略性地將自己放置在懸浮纖維上，形成生物膜。在深度氧化後進行懸浮纖維生物過濾的處理中，臭氧氧化聯合過氧化氫處理效果最好，COD由1750 mg/L降至70 mg/L(圖11)。單紫外線輻射的COD去除率最低，經過氧化和三期生物過濾後，隻能將COD降低到200 mg/L。佛羅裏達西北部的垃圾滲濾液由於土壤鐵含量高，除鐵是非常重要的。在垃圾填埋過程中，Fe3+被還原為Fe2+釋放到滲濾液中。在生物過濾器內，固鐵細菌可以通過從碳酸氫鐵中提取二氧化碳並利用含鐵有機酸絡合物作為碳源，將鐵亞鐵氧化為鐵亞鐵，即使是在缺氧條件下。當輸入鐵濃度在100mg /L左右時，第三段生物過濾結束時出水鐵濃度可達1mg /L。對於磷的去除，塗層在纖維表麵的氧化鐵起著關鍵作用，磷被吸附在其上(圖12)。磷在氧化鐵表麵吸附時，磷取代了單配位OH^-基團，然後重組成一個非常穩定的雙核橋在陽離子之間。這個吸附過程伴隨著OH的釋放^-因此，低pH值[36]有利於該過程的進行。這是因為磷吸附過程中釋放出OH^-，增加溶液pH，從而阻止Fe的形成^{3 +}水解過程也優選低pH值。

圖11:不同高級氧化方法去除COD的比較

圖12:臭氧作為高級氧化方法的除磷研究

討論

高級氧化去除有機物

本研究的觀察結果與先前的研究結果一致。例如，據報道，廢水處理的COD去除率為50 - 70%，垃圾滲濾液的COD去除率為85%[37,24]。在本研究中，臭氧/COD比值為0.6 ~ 1.2時，可觀察到65.0% ~ 81.4%的去除率。臭氧化,生化需氧量₅/COD比增加到0.3，臭氧/COD摩爾比為1.0。在另一項研究中，BOB₅當pH值為9時，1800mg O_3.應用於COD值為1880 mg/L[38]的垃圾滲濾液。在先前的研究中，臭氧氧化[17]也觀察到類似的BPA去除。經過深度氧化處理後，係統的整體處理效率也與之前的研究相當(COD去除率96% vs 90%)[39]。

垃圾滲濾液的特性受年代、降水、天氣變化、垃圾種類和成分等多種因素的影響。由於垃圾滲濾液的成分和過程複雜，除了通常存在於垃圾滲濾液中的氨基酸、碳水化合物和羧酸外，垃圾滲濾液中還普遍存在著一些難降解的外來生物有機化合物。為了解決垃圾滲濾液的異質性和不確定性，高級氧化工藝(AOPs)已經證明了在去除有機物和外來生物方麵的有效性。傳統上，化學氧化被廣泛用於處理含有難降解化合物的廢水，如垃圾滲濾液。目前，AOP受到越來越多的關注，特別是使用強氧化劑組合的AOP過程，如臭氧、過氧化氫和紫外線輻射等。這些AOP過程在有機去除和異種生物破壞方麵表現出了極大的增強作用。實際上，AOPs已經適應於舊的和穩定良好的垃圾填埋場，將有機物氧化到它們的最高穩定氧化狀態(完全礦化)和/或提高頑固有機汙染物的生物降解性，達到與後續經濟生物處理相適應的值。在提高生物降解性方麵，氧化後的BOD/ COD比值增加。

與相對低成本的生物處理工藝相比，AOPs的共同缺點是對能源成本的要求很高。此外，汙染物的完全降解(礦化)需要高劑量的氧化劑。此外，一些中間氧化產物實際上會提高滲濾液的毒性。為了進一步評價高級氧化工藝，進一步分析了處理後滲濾液的紫外光譜。用分光光度計在200 ~ 800 nm的波長範圍內獲得了處理後樣品的紫外-可見光譜。E2/E3和E4/E6比值(與分子量和芳香性成反比，與O、C、羧基含量和總酸度成正比的參數)通過測量E2/E3比值在254和365 nm處的吸光度和E4/E6比值在465和665 nm處的吸光度來確定。紫外-可見光譜隨波長的增加呈指數下降趨勢。在λ<250 nm處的吸收可能是由於雙鍵對輻射的吸收，尤其是芳香發色團和/或其他有機化合物的芳香C=C和酮C=O官能團的吸收。

核磁共振分析表明1H-NMR譜包括脂肪族質子區，一個廣泛的共振分配給附著在碳原子上的O或N原子(碳水化合物)和芳香族、苯酚和羧基質子區。不同的高級氧化導致不同的化學位移值，其強度和線寬不同。總的來說，深度氧化導致芳香族、苯酚和羧基質子減少，碳水化合物含量增加(圖13)。在滲濾液處理前後也進行了用於生物過濾的纖維的核磁共振(圖14)。滲濾液處理前纖維的芳香碳水化合物質子區和脂肪族區最少。然而，在滲濾液處理後，光譜顯示出來自脂肪酸的高分辨率信號。同時還觀察到相對較高的芳香族質子，這表明在滲濾液處理過程中，芳香族結構在纖維中積累。在碳水化合物和蛋白質區域，共振強度明顯增加，表明糖樣成分積累。共振信號歸因於CHOH和CH₂OH官能團(即多糖基團)、氨基甲基[- CH(NH -)]和與酰胺官能團結合的亞甲基[- CH₂(NHCO−)]也被觀察到。這些觀察結果表明，深度氧化有助於異種生物的破壞，釋放的低分子量化合物有機會在纖維介質中積累，並被係統中的微生物分解。在脂肪區，峰被認為附著在脂肪碳(甲基或亞甲基)上，而脂肪碳則附著在羧基或芳香環等官能團上。脂肪族、芳香族和羧基的信號強度往往不同，這取決於腐殖質的來源和類型。這些結果與之前從紫外-可見光譜得到的結果一致。

圖13:垃圾滲濾液的核磁共振譜

圖14:滲濾液處理後懸浮纖維的核磁共振譜

除鐵除磷

鐵是地殼中最豐富的金屬之一。它以可溶形式自然存在於水中，即亞鐵(二價鐵的溶解形式為Fe)^{2 +}或鐵(哦)⁺)或複合形式的鐵(鐵的三價鐵)^{3 +}或沉澱為Fe(OH)_3.)．在佛羅裏達西北部的垃圾填埋場附近，由於土壤中鐵含量高，鐵濃度升高是常見的現象。一般來說，鐵不會對人類健康或環境造成危險，但它會帶來審美和感官上的不適。事實上，鐵會使水呈鐵鏽色，從而汙染亞麻、衛生設施，甚至食品工業產品。鐵也使水有金屬味，使水不適於飲用。它也可能是下水道腐蝕的根源，由於微生物的發展，腐蝕ferrobacteries．但處理後的滲濾液必須達到0.3 mg/L總鐵的飲用水標準，才能排入接收水體。

亞鐵可溶於陽離子，而鐵不能。對於溶解鐵的自然去除，水的氧化還原電位促進亞鐵氧化為鐵離子鐵，可以氫氧化鐵Fe(OH)的形式沉澱。_3.：

$ $ {\ rm {F}} {{\ rm {e}} ^ {2 +}} \ buildrel {{\ rm{氧化}}}\結束
F \ longrightarrow {\ rm {}} {{\ rm {e}} ^ {3 +}} \ buildrel {{\ rm{降水}}}\結束
rm \ longrightarrow {\ {Fe(哦}}{{\ rm {)}} _3 }\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,( 2) $ $

一旦亞鐵被氧化，水解就會進行:

左$ $ \ [{{\ rm {F}} {{\ rm {e}} _ {\ rm {m}}} {{({\ rm{哦}})}_ {\ rm {X}}}} \右]_ {\ rm {n}} ^ {(3 m - X) n +} + {\ rm{你}}{{\ rm {H}} ^ -} \ \左[{{\ rm {F}} {{\ rm {e}} _ {\ rm {m}}} {{({\ rm{哦}})}_ {{\ rm {X + (y / n)}}}}} \右]_ {\ rm {n}} ^{左\ [{3 m - X - ({\ rm {y / n)}})} \右]n + }\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,\,( 3) $ $

眾所周知，亞鐵的氧化動力學依賴於pH值，在低pH值時亞鐵的氧化動力學緩慢。這對於微生物介導的鐵氧化和固定是重要的。環境中許多已知的鐵氧化微生物也可以在中性ph下氧化亞鐵。由於鐵的非生物氧化非常快，這些微生物必須有效地與非生物過程競爭。此外，微生物必須相互競爭，以獲得可利用的亞鐵。在特定環境中能夠更快地利用鐵的生物構成了鐵氧化群落的主要部分。氫氧化鐵(Fe(哦)_3.)是亞鐵氧化的直接結果。主要形式包括無定形含水氧化鐵(Fe₂O_3.•XH₂O)、磁赤鐵礦(gamma-Fe₂O_3.)、鱗鱗榴石(γ - feooh)、赤鐵礦(α - fe₂O_3.)和針鐵礦(alpha-FeOOH)。隨著pH值的增加，鐵等金屬離子的濃度通常較低，這是由於許多不同金屬離子的溶解度降低所致。然而，鉛是一個例外，因為它與腐殖酸形成非常穩定的絡合物。除了pH值變化對金屬離子的影響外，硫酸鹽還可能還原為硫化物，從而增加金屬離子的沉澱。

磷在水滑石鐵上的吸附是由於聚丙烯纖維上包覆了水滑石鐵。認為磷在鐵氫氧化物上的吸附一般以配體交換為主，其中兩個單配位的羥基或水分子被一個磷酸陰離子[40]取代。由於H₂O是比OH更容易移動的配體^-因此，在較低的pH值下有利於吸附。

認為影響磷在氫氧化鐵表麵吸附的四個關鍵特征是:羥基釋放的易易性、結合位點的特異性、遲滯性和表麵電荷[40,41]。在高級氧化條件下形成的氫氧鐵對處理係統中的除磷有積極作用。

限製

懸浮纖維生物濾池在好氧條件下運行。研究微生物在無氧條件下生物降解碳氫化合物的能力也有很大的動力。這是由於垃圾填埋場滲濾液通常含氧量低。通過對單芳香烴微生物降解的研究，鑒定和分離出了一些能夠降解一種或多種單芳香烴的不同厭氧細菌菌株。在這些化合物中，甲苯的厭氧生物降解可能是最全麵的了解。甲苯可與硝酸鹽、Mn(IV)、Fe(III)、腐殖質物質、硫酸鹽和CO進行生物降解₂作為末端電子受體。最近的研究表明，甲苯也可以被無氧光養生物厭氧同化為碳源。然而，由於高級氧化，這種設計不適合厭氧過程。

結論

本研究證明了高級氧化與懸浮纖維生物過濾聯合處理垃圾滲濾液是可行的。深度氧化可破壞垃圾滲濾液中的外來生物，後續生物過濾可分解垃圾滲濾液中的有機化合物。最重要的是，通過高級氧化，垃圾滲濾液中的鐵亞鐵被氧化為氧化鐵並包裹在懸浮纖維上，通過吸附去除垃圾滲濾液中的磷。通過高級氧化，76%的有機物可以被去除。在後續的生物過濾器係列中，第三級生物過濾器的出水達到排放要求，進一步去除有機物。對於鐵的去除，高級氧化隻有助於鐵的轉化。而下麵的三級生物過濾除鐵率可達99%，也能滿足排放要求。該處理係統對含鐵量較高的垃圾滲濾液的處理效果較好。最後，通過吸附懸浮纖維表麵的氧化鐵，磷也能在該體係中被有效去除。當輸入量接近12mg /L時，出水可達到1mg /L，符合排放要求。

鳴謝

這項工作得到了欣克利固體和危險廢物管理中心的支持。UF-EIES-0632020-FSU到佛羅裏達州立大學

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文章類型:研究文章

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出版的曆史:

收到日期:2016年9月16日

接受日期:2016年10月21日

發表日期:2016年10月26日