1 引言

　　我國每年產(chǎn)生農(nóng)村生活垃圾約1.1億t, 其中0.7億t未做任何處理.隨著我國農(nóng)村經(jīng)濟(jì)的不斷發(fā)展, 農(nóng)村地區(qū)生活垃圾帶來的環(huán)境污染問題日益嚴(yán)重.為有效解決“垃圾圍村”的現(xiàn)象, 我國農(nóng)村生活垃圾處理主要采用“村收集、鎮(zhèn)運(yùn)輸、縣處理”的模式。受縣生活垃圾收運(yùn)體系不健全和配套環(huán)衛(wèi)設(shè)施不足等因素的限制, 部分農(nóng)村生活垃圾會(huì)在鎮(zhèn)垃圾中轉(zhuǎn)站滯留幾天到數(shù)月不等, 在此過程中垃圾必然會(huì)發(fā)酵產(chǎn)生滲濾液, 由于沒有恰當(dāng)?shù)奈廴究刂拼胧? 該滲濾液常通過下滲至土壤或隨地表徑流的方式進(jìn)入河流進(jìn)行消納, 此類高濃度有機(jī)廢水已然成為農(nóng)村環(huán)境的“潛在污染源”.加之農(nóng)村生活垃圾分類和管理不嚴(yán), 將農(nóng)藥包裝物、衛(wèi)生站醫(yī)療廢物等危險(xiǎn)廢棄物混入生活垃圾的情況時(shí)有發(fā)生.與填埋場滲濾液相比, 村鎮(zhèn)滲濾液具有分散、量小的特點(diǎn), 而水質(zhì)卻具有成分復(fù)雜且隨季節(jié)變化的特點(diǎn).由于村鎮(zhèn)滲濾液包含了有毒有害的有機(jī)污染物, 因此, 其中難降解有機(jī)物的降解是村鎮(zhèn)垃圾滲濾液污染控制的關(guān)鍵.

　　垃圾滲濾液的處理方法較為多樣, 主要有混凝沉淀法、吸附法、膜分離法、高級氧化法等.混凝沉淀法雖然成本較低, 能去除滲濾液中大量有機(jī)污染物, 但常伴有大量的化學(xué)污泥產(chǎn)生.吸附法適用于水質(zhì)變化較大的廢水, 并且對各類污染物均有較好的去除效果, 但由于該法成本較高, 因而常作為垃圾滲濾液的深度處理方式.膜分離法能較好地分離滲濾液中各類污染物, 但存在后期運(yùn)行成本高和膜污染的問題.高級氧化法主要包括臭氧氧化法、濕式氧化法和光催化氧化法等.由于臭氧氧化法具有操作靈活、氧化性強(qiáng)等特點(diǎn), 在難降解有機(jī)廢水的處理領(lǐng)域具有廣闊的應(yīng)用前景.近年來, 以臭氧為代表的高級氧化技術(shù)已經(jīng)成為國內(nèi)外廢水處理研究領(lǐng)域中的焦點(diǎn)課題, 以臭氧氧化法為基礎(chǔ)興起的O3/H2O2、O3/UV、O3/H2O2/UV等協(xié)同氧化技術(shù)極大地拓展了臭氧氧化技術(shù)在水處理領(lǐng)域的應(yīng)用(Oh et al., 2013), 其特點(diǎn)為產(chǎn)生的自由基種類更為繁多、活躍, 能有效提高臭氧的利用率和有機(jī)污染物的去除率.

　　鑒于此, 本研究分別采用單獨(dú)O3技術(shù)、O3/H2O2技術(shù)對某鎮(zhèn)中轉(zhuǎn)站滲濾液進(jìn)行預(yù)氧化, 首先考察反應(yīng)時(shí)間、臭氧投量、初始pH值、反應(yīng)溫度、雙氧水投量等因素對滲濾液中CODCr和色度CN去除的影響.在此基礎(chǔ)上, 利用離子色譜、紫外-可見光譜、三維熒光光譜解析該滲濾液中有機(jī)污染物降解的過程和原理.

　　2 材料與方法

　　2.1 實(shí)驗(yàn)用滲濾液水樣

　　本實(shí)驗(yàn)用水取自成都周邊某鎮(zhèn)垃圾中轉(zhuǎn)站, 經(jīng)過課題組多次實(shí)地考察該中轉(zhuǎn)站垃圾滲濾液水質(zhì)水量特性, 發(fā)現(xiàn)該中轉(zhuǎn)站滲濾液經(jīng)收集后未經(jīng)妥善處理而直接排放至附近河溝.通過實(shí)際測算其夏季產(chǎn)量約為0.4 m3·d-1, 而冬季產(chǎn)量約為0.2 m3·d-1, 表觀顏色為淡黑色, 有惡臭, 碳氮磷比失調(diào), 還含有一定質(zhì)量的重金屬.由后續(xù)三維熒光圖譜可知, 實(shí)驗(yàn)用水樣中含有相對穩(wěn)定、高分子量的芳香類可見區(qū)富里酸, 說明該村鎮(zhèn)生活垃圾滯留了較長的時(shí)間, 導(dǎo)致樣品BOD5/CODCr值較早期滲濾液低.本文實(shí)驗(yàn)水樣為污染負(fù)荷較高的冬季水樣, 該垃圾中轉(zhuǎn)站滲濾液的水質(zhì)特性見表 1.

　　表 1 某村鎮(zhèn)垃圾中轉(zhuǎn)站滲濾液的水質(zhì)特性

　　2.2 實(shí)驗(yàn)裝置與方法

　　試驗(yàn)裝置包括純氧鋼瓶(純度為99.999%)、轉(zhuǎn)子流量計(jì)(雙環(huán), LZB-3WB)、臭氧發(fā)生器(上海康特環(huán)保科技有限公司, KT-5G-OZ)、柱狀反應(yīng)器、臭氧濃度分析儀(美國IDEAL UV-200T)和臭氧破壞器(美國IDEAL配套產(chǎn)品).其中, 柱狀反應(yīng)器的材質(zhì)為有機(jī)玻璃, 在底部采用微孔石英砂芯曝氣頭進(jìn)氣.

　　取250 mL水樣于500 mL燒杯中, 加入設(shè)定劑量的藥品后調(diào)節(jié)pH值, 然后將水樣移至柱狀反應(yīng)器中, 通過調(diào)節(jié)純氧流量后控制電壓調(diào)控臭氧投量, 待上述設(shè)置完畢后開始計(jì)時(shí).反應(yīng)結(jié)束后, 為消除殘余H2O2對測試分析的影響, 將樣品移至500 mL燒杯中, 調(diào)節(jié)pH至8.0, 在50 ℃的水浴鍋中低速(200 r·min-1)攪拌2.5 h, 取上層清液作測試分析.

　　2.3 實(shí)驗(yàn)儀器和試劑

　　儀器：電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(Agilent 720)、三維熒光光譜儀(HORIBA Aqualog-UV-800C)、紫外-可見光分光光度計(jì)(Perkin-Elmer Lambda 950)、離子色譜儀(DIONEX ICS-1100)、多參數(shù)水質(zhì)分析儀(哈納HI6828)、分析天平(Sartorius BS 124 S)、微波快速CODCr測定儀(APLMD-6型)、酸度計(jì)(成都方舟pHS-3C+)、轉(zhuǎn)子流量計(jì)(常州雙環(huán)LZB-3WB).

　　試劑：濃硫酸、硫酸亞鐵銨、鄰菲啰啉、重鉻酸鉀、氫氧化鈉、鹽酸、硫酸汞、硫酸銀等試劑均為分析純(成都科龍有限公司).

　　2.4 分析方法

　　水質(zhì)常規(guī)指標(biāo)的分析方法參照《水和廢水監(jiān)測分析方法(第4版)》, 其中, pH值采用玻璃電極法測定, CODCr采用重鉻酸鉀法測定, BOD5采用稀釋與接種法測定, 碳酸根與碳酸氫根采用離子色譜法測定, 重金屬含量采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜法測定.

　　色度的表征采用CN, 具體計(jì)算見式(1), 其中, A436、A525、A620分別表示在436、525和620 nm波長處的吸光度值;紫外-可見吸收光譜采用紫外-可見光譜儀測定, 三維熒光光譜采用三維熒光光譜儀測定.

　　(1)

　　3 結(jié)果與分析

　　3.1 臭氧處理村鎮(zhèn)垃圾中轉(zhuǎn)站滲濾液的影響因素

　　3.1.1 反應(yīng)時(shí)間對有機(jī)污染物降解的影響

　　在進(jìn)水CODCr為3137 mg·L-1、臭氧投量為1.24 g·h-1、初始pH值為7.00、反應(yīng)溫度為25 ℃的條件下, 考察了反應(yīng)時(shí)間對村鎮(zhèn)垃圾中轉(zhuǎn)站滲濾液中有機(jī)污染物降解的影響, 結(jié)果見圖 1.

　　圖 1反應(yīng)時(shí)間對CODCr和色度去除率的影響

　　從圖 1可以看出, 反應(yīng)時(shí)間的增加有利于滲濾液中有機(jī)污染物的降解, 反應(yīng)時(shí)間達(dá)到60 min時(shí), 滲濾液中色度、CODCr的去除率分別達(dá)到91.17%、70.39%.在反應(yīng)的前5 min, 滲濾液中污染物的降解速度最快.通常, 腐殖酸類廢水在臭氧體系中的降解其色度(CN)、腐殖酸(HS)、CODCr的去除率滿足“CN>HS>CODCr”的數(shù)值關(guān)系, 但在反應(yīng)的前4 min, CODCr的去除率大于色度的去除率, 表明滲濾液有的含部分易被氧化的小分子物質(zhì)能被臭氧快速氧化.隨反應(yīng)時(shí)間的延長, 尤其是在反應(yīng)10 min后, 臭氧對村鎮(zhèn)滲濾液中有機(jī)污染物降解效果提升的趨勢變緩, 這是由于臭氧氧化中間產(chǎn)物與羥基自由基反應(yīng)的速率降低所致, 但色度的去除率一直高于CODCr的去除率, 表明大分子腐殖酸類物質(zhì)逐步被臭氧降解為小分子有機(jī)物.

　　3.1.2 臭氧投量對有機(jī)污染物降解的影響

　　在進(jìn)水CODCr為3137 mg·L-1、反應(yīng)時(shí)間為20 min、初始pH值為7.00、反應(yīng)溫度為25 ℃的條件下, 考察了臭氧投量對村鎮(zhèn)垃圾中轉(zhuǎn)站滲濾液中有機(jī)污染物降解的影響, 結(jié)果如圖 2所示.

　　圖 2臭氧投量對CODCr和色度去除率的影響

　　圖 2結(jié)果顯示, 當(dāng)臭氧投量由0.08 g·h-1提高至0.68 g·h-1時(shí), 滲濾液色度的去除率由32.73%躍升至79.54%, CODCr去除率由49.59%上升到56.22%.這是因?yàn)殡S著臭氧投量的增加, 溶解態(tài)的臭氧含量逐漸上升, 從而產(chǎn)生了更高濃度的羥基自由基, 而臭氧及羥基自由基濃度的上升有利于滲濾液中有機(jī)物降解效果的提高.但在臭氧投量從0.68 g·h-1提高至1.24 g·h-1時(shí), 滲濾液色度、CODCr的去除率分別僅提高了4.04%、5.41%, 降解效果的提升趨于趨緩, 原因在于溶解態(tài)的臭氧含量達(dá)到飽和.總體來看, 較高的臭氧投量能取得較高的降解效果.反應(yīng)20 min后滲濾液中色度、CODCr去除率分別可達(dá)83.57%和61.63%.

　　3.1.3 初始pH對有機(jī)污染物降解的影響

　　在進(jìn)水CODCr為3137 mg·L-1、臭氧投量為1.24 g·h-1、反應(yīng)時(shí)間為20 min、反應(yīng)溫度為25 ℃的條件下, 通過改變滲濾液初始pH值, 考察初始pH值對村鎮(zhèn)垃圾中轉(zhuǎn)站滲濾液中有機(jī)污染物降解的影響, 結(jié)果見圖 3.

　　圖 3初始pH值對CODCr和色度去除率的影響

　　由圖 3可知, 較之進(jìn)水pH值為7.00的條件, pH值為3.01的條件下滲濾液色度、CODCr的去除率僅分別提高2.52%、1.81%, pH值為10.06的條件下滲濾液色度、CODCr的去除率僅分別提高0.91%、3.63%.雖然臭氧處理滲濾液體系中, 在酸性或者堿性條件下氧化還原電位(ORP)有所變化, 且在堿性條件下較利于羥基自由基的產(chǎn)生, 但腐殖酸類物質(zhì)具有“堿溶酸析”的特點(diǎn), 體系的pH值若降低胡敏素會(huì)大量析出, 體系的pH值若升高黑腐酸會(huì)部分沉淀, 酸、堿體系中有機(jī)污染物的去除源于部分有機(jī)物的沉淀反應(yīng), 故在此條件下臭氧對有機(jī)污染物降解效果的提升不顯著.

　　3.1.4 反應(yīng)溫度對有機(jī)污染物降解的影響

　　在進(jìn)水CODCr為3137 mg·L-1、反應(yīng)時(shí)間為20 min、初始pH為7.00、臭氧投量為1.24 g·h-1的條件下, 考察了反應(yīng)溫度對村鎮(zhèn)垃圾中轉(zhuǎn)站滲濾液中有機(jī)污染物的降解效果, 結(jié)果如圖 4所示.

　　圖 4反應(yīng)溫度對CODCr和色度去除率的影響

　　圖 4結(jié)果表明, 當(dāng)體系的反應(yīng)溫度由10 ℃提高到70 ℃時(shí), 臭氧對村鎮(zhèn)滲濾液中有機(jī)污染物的降解效果保持略有改善的趨勢, 其色度、CODCr的去除率分別提高了9.79%、7.18%.一方面, 溫度能夠提高臭氧分子的平均動(dòng)能, 激發(fā)臭氧在水中產(chǎn)生更多的羥基自由基, 因而使得有機(jī)污染物能夠快速降解;另一方面, 一定溫度范圍內(nèi), 溫度越高時(shí), 使得未溶解的有機(jī)物溶解于廢水中, 更易于與水溶液中羥基自由基及臭氧發(fā)生反應(yīng), 為此提升了滲濾液中污染物的降解效果.由于溫度的升高會(huì)導(dǎo)致處理成本的大幅度上升, 故選取常溫25 ℃左右作為較為合適的反應(yīng)條件.

　　3.1.5 雙氧水投量對有機(jī)污染物降解的影響

　　在進(jìn)水CODCr為3137 mg·L-1、反應(yīng)時(shí)間為20 min、臭氧投量為1.24 g·h-1、初始pH值為7.00、反應(yīng)溫度為25 ℃的條件下, 考察了雙氧水投量對村鎮(zhèn)垃圾中轉(zhuǎn)站滲濾液中有機(jī)污染物降解的影響, 結(jié)果如圖 5所示.

　　圖 5雙氧水投量對CODCr和色度去除率的影響

　　從圖 5可以看出, 隨雙氧水投量的增加, 村鎮(zhèn)滲濾液中有機(jī)污染物的降解效果隨之上升.投加4 mL·L-1雙氧水的條件下村鎮(zhèn)滲濾液中色度、CODCr的去除率分別達(dá)到了92.96%、79.03%, 較之未投加雙氧水的情況色度、CODCr分別提高了9.39%、17.50%.原因在于:一方面, 雙氧水能與滲濾液中的重金屬離子形成芬頓反應(yīng), 芬頓氧化與臭氧氧化的耦合作用提高了滲濾液中有機(jī)污染物的降解效果, 一定范圍內(nèi)隨著雙氧水投量增大, 芬頓反應(yīng)越劇烈;另一方面, 體系中存在雙氧水催化臭氧的反應(yīng), 使臭氧分解產(chǎn)生更豐富的羥基自由基, 故有效提高了滲濾液中有機(jī)污染物的去除率.

　　3.2 臭氧處理前后村鎮(zhèn)垃圾中轉(zhuǎn)站滲濾液的水質(zhì)特征比較研究3.2.1 臭氧處理前后滲濾液可生化性的比較分析

　　廢水中BOD5與CODCr的比值(B/C)代表廢水中有機(jī)物的生化降解性, 關(guān)乎廢水能否進(jìn)行生物處理.在進(jìn)水CODCr為3137 mg·L-1、臭氧投量為1.24 g·h-1、初始pH值為7.00、反應(yīng)溫度為25 ℃的條件下, 反應(yīng)60 min內(nèi)臭氧氧化法對滲濾液生化性的影響如圖 6a所示.村鎮(zhèn)垃圾中轉(zhuǎn)站滲濾液經(jīng)臭氧處理后, 出水pH值降至5.84左右, 此時(shí)廢水中有機(jī)污染物礦化產(chǎn)生的碳酸以碳酸氫根的形式存在, 離子色譜也未檢測到碳酸根離子, 故此處僅分析了碳酸氫根離子對臭氧氧化法的影響, 結(jié)果如圖 6b所示.

　　圖 6體系可生化性(a)和碳酸氫根(b)隨時(shí)間的變化

　　由圖 6a可知, 隨著反應(yīng)時(shí)間的延長, 出水CODCr呈逐漸下降的趨勢, 但出水的可生化性呈逐漸上升的趨勢.當(dāng)反應(yīng)時(shí)間達(dá)到60 min時(shí), 滲濾液的CODCr由原水的3137 mg·L-1逐步降低至828.80 mg·L-1, 但BOD5/CODCr值由0.24逐步升高至0.56.原因在于臭氧分子及其分解產(chǎn)生的羥基自由基能夠破壞滲濾液中的有機(jī)污染物, 一部分生成可生物降解的小分子有機(jī)物, 一部分被徹底地礦化為水、碳酸化合物等無機(jī)化合物(He et al., 2015).

　　如圖 6b所示, 隨著反應(yīng)時(shí)間的延長, 村鎮(zhèn)滲濾液中的碳酸氫根濃度保持增大的趨勢, 反應(yīng)60 min時(shí)碳酸氫根濃度由原液中的2790.24 mg·L-1增大至4088.13 mg·L-1, 增加了1297.89 mg·L-1.反應(yīng)的前10 min, 碳酸氫根濃度呈直線上升的趨勢, 這是由于臭氧及其產(chǎn)生的羥基自由基對體系中的大分子有機(jī)污染物有較強(qiáng)的氧化作用;反應(yīng)10 min后碳酸氫根濃度增大的趨勢減緩, 這是因?yàn)槌粞鯇Σ粩嘟到猱a(chǎn)生的部分臭氧化小分子有機(jī)物反應(yīng)速率較慢, 這正可解釋了滲濾液中色度、CODCr的去除率隨時(shí)間先快速提升后緩慢提升的趨勢(圖 1).

　　3.2.2 臭氧處理前后滲濾液的UV-Vis比較分析

　　通過紫外-可見光譜分析滲濾液處理前后體系溶解性有機(jī)物的變化.在進(jìn)水CODCr為3137 mg·L-1、臭氧投量為1.24 g·h-1、初始pH值為7.00、反應(yīng)溫度為25 ℃的條件下, 滲濾液原水和臭氧處理不同時(shí)段出水的紫外-可見光譜見圖 7.

　　圖 7進(jìn)水和出水的紫外-可見光譜分析

　　從圖 7可以看出, 滲濾液處理前后的吸收光譜均在220~250 nm范圍顯示出強(qiáng)吸收, 表明存在不飽和化合物及芳香化合物的共軛體系π-π*躍遷所產(chǎn)生的K吸收帶, 即存在共軛的兩個(gè)不飽和鍵;在250~290 nm范圍均顯示出中等強(qiáng)度的吸收, 說明存在雜芳環(huán);在290~350 nm范圍均有一定強(qiáng)度的吸收, 顯示存在羰基或共軛基;300 nm以上均存在較大的吸收, 說明處理前后均存在較大的共軛體系的化合物.由不同波長的吸光度值可知, 雖滲濾液處理前后的物質(zhì)結(jié)構(gòu)均較復(fù)雜, 其中, 腐殖酸類物質(zhì)結(jié)構(gòu)還包含了醌基、酚基、芳香族脂肪酸、葡萄糖基團(tuán)和氨基酸基團(tuán)及較多的雜芳環(huán), 不過總體看來, 臭氧能明顯降低滲濾液的芳香性和腐殖化程度.進(jìn)水和出水的特征吸光度值分析見表 2.

　　表 2 進(jìn)水和出水的特征吸光度值分析

　　E280(在紫外280 nm處的吸光度)和UV254(在紫外254 nm處的吸光度)分別表征滲濾液中有機(jī)物的芳香性程度, 其值越大, 芳香度越高.由表 2可知, UV254和E280隨反應(yīng)時(shí)間增加而逐漸降低, “20 min+4 mL·L-1 H2O2”樣品的UV254和E280值均最低, 說明臭氧氧化法可極大程度地降低農(nóng)村滲濾液中有機(jī)物的芳香性程度, 而適量雙氧水的添加則可在一定程度上強(qiáng)化臭氧的氧化作用.E300/E400比值表征滲濾液中有機(jī)物的腐殖化程度, 其比值越大, 腐殖化程度越低.從表 2可以看出, E300/E400比值隨反應(yīng)時(shí)間延長而逐漸增加, 說明農(nóng)村滲濾液經(jīng)臭氧處理后腐殖化程度逐漸降低.與此同時(shí), 添加4 mL·L-1雙氧水的水樣在反應(yīng)20 min后E300/E400比值略高于單獨(dú)臭氧處理, 表明雙氧水的添加有助于腐殖化程度的降低.將上述UV254和E300/E400比值進(jìn)行比較可知, 體系的腐殖化程度與芳香性程度呈正比關(guān)系, 這也與劉國強(qiáng)研究結(jié)論基本一致.

　　3.2.3 臭氧處理前后滲濾液的三維熒光比較分析

　　用三維熒光光譜檢測分析滲濾液中π-π*共軛雙鍵的芳香類化合物, 闡述臭氧氧化降解村鎮(zhèn)滲濾液中有機(jī)污染物的過程, 進(jìn)水和出水的三維熒光光譜見圖 8, 溶解性有機(jī)物的熒光類型及強(qiáng)度變化見表 3.

　　圖 8進(jìn)水和出水的三維熒光光譜(a.進(jìn)水, b.反應(yīng)5 min, c.反應(yīng)20 min, d.反應(yīng)20 min+4 mL·L-1, e.反應(yīng)60 min)

　　表 3 溶解性有機(jī)物的熒光類型及強(qiáng)度變化

　　圖 8顯示, 滲濾液原水主要有3個(gè)發(fā)光區(qū)域, 其中, λEx/λEm=235~255 nm/320~350 nm為紫外區(qū)類富里酸熒光區(qū)域;λEx/λEm=310~360 nm/370~450 nm為可見光區(qū)類富里酸熒光區(qū)域, 主要是由陸源輸入;λEx/λEm=270~290 nm/320~350 nm屬于高激發(fā)波長類色氨酸熒光區(qū)域.其中, 主峰Peak1(λEx/λEm=278 nm/306 nm)和側(cè)峰Peak2(λEx/λEm=329 nm/421 nm), 分別代表了高激發(fā)波長類色氨酸和可見區(qū)類富里酸.另外, 在紫外區(qū)類富里酸區(qū)域也產(chǎn)生了一定的熒光強(qiáng)度.

　　由于垃圾在填埋或者堆肥的腐殖化過程是先從簡單有機(jī)物到復(fù)雜有機(jī)物, 因此, 垃圾的穩(wěn)定化進(jìn)程必然體現(xiàn)在DOM中腐殖質(zhì)組分的復(fù)雜化過程中;Baker等的研究表明, 紫外區(qū)類富里酸熒光主要是由于一些低分子量、高熒光效率的有機(jī)物質(zhì)所引起, 而可見區(qū)類富里酸熒光則是由相對穩(wěn)定、高分子量的芳香性類物質(zhì)所產(chǎn)生.圖 8和表 3表明, 村鎮(zhèn)中轉(zhuǎn)站滲濾液在可見區(qū)類富里酸熒光區(qū)產(chǎn)生了較大的熒光強(qiáng)度, 表示村鎮(zhèn)中轉(zhuǎn)站滲濾液中存在一定的難降解物質(zhì), 說明調(diào)研區(qū)村鎮(zhèn)垃圾在中轉(zhuǎn)站滯留了較長時(shí)間.處理后滲濾液的熒光峰發(fā)生了明顯變化, Peak1在臭氧處理5 min后便基本消失, 說明滲濾液中常見的色氨酸類小分子有機(jī)物能在短時(shí)間內(nèi)被臭氧氧化;另外, Flu1在60 min發(fā)生藍(lán)移說明村鎮(zhèn)滲濾液經(jīng)臭氧處理后分子縮合度和分子量降低.Peak2在臭氧處理20 min后去除率高達(dá)52.72%, 說明難降解的可見區(qū)類富里酸能較快速度的被臭氧氧化.由此可知, 滲濾液經(jīng)臭氧處理后體系π電子系統(tǒng)發(fā)生變化, 即滲濾液中的富里酸芳香環(huán)減少并被逐漸被氧化為小分子物質(zhì).因此, 三維熒光光譜表明臭氧能有效降解村鎮(zhèn)滲濾液中的大分子有機(jī)物, 這與紫外-可見光譜和BOD5的分析結(jié)論一致.

　　3.3 臭氧處理村鎮(zhèn)垃圾中轉(zhuǎn)站滲濾液的經(jīng)濟(jì)性初步分析

　　在反應(yīng)時(shí)間為20 min、臭氧投量為1.24 g·h-1、初始pH值為7.00、反應(yīng)溫度為25 ℃、不同投量雙氧水條件下, O3/H2O2體系處理村鎮(zhèn)滲濾液的藥劑成本明細(xì)見表 4.其中, 雙氧水和臭氧的單價(jià)分別為1300元·t-1、5.2元·kg-1.如表 4所示, 隨著雙氧水投量的不斷增加, 其藥劑成本增加明顯, 但從單位COD的削減量來看, 在雙氧水投量為0.5和1 mL·L-1時(shí)較為接近, 但1 mL·L-1雙氧水投量處理組較0.5 mL·L-1組污染物去除率更高, 故0.5~1 mL·L-1雙氧水投量為本實(shí)驗(yàn)條件下的優(yōu)化區(qū)間.具體參見污水寶商城資料或http://www.dowater.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　表 4 O3/H2O2體系處理村鎮(zhèn)滲濾液的藥劑成本明細(xì)

　　4 結(jié)論

　　1)對于單獨(dú)O3體系, 較長的反應(yīng)時(shí)間、較高的臭氧投量、較高的反應(yīng)溫度有利于村鎮(zhèn)垃圾中轉(zhuǎn)站滲濾液中有機(jī)污染物的降解, 而初始pH值對其中有機(jī)污染物的降解影響不大.在反應(yīng)時(shí)間為20 min、臭氧投量為1.24 g·h-1、初始pH值為7.00、反應(yīng)溫度為25 ℃時(shí), 滲濾液中色度和CODCr的去除率分別為83.57%、61.53%.在反應(yīng)時(shí)間達(dá)到60 min時(shí), 滲濾液BOD5/CODCr值可由0.236提升至0.561.

　　2)對于O3/H2O2體系, 較高的雙氧水投量有利于滲濾液中有機(jī)污染物的降解.在投加1 mL·L-1的雙氧水樣品中, 其色度、CODCr較單獨(dú)臭氧處理分別提高了4.88%、14.23%, 這是因?yàn)殡p氧水能促使臭氧產(chǎn)生更多的羥基自由基, 且滲濾液中含有的鐵離子或腐殖酸鐵絡(luò)合物可與雙氧水形成芬頓反應(yīng), 其藥劑成本僅為7.37元·m-3左右.

　　3) O3/H2O2氧化體系預(yù)處理村鎮(zhèn)中轉(zhuǎn)站垃圾滲濾液具有一定的技術(shù)可行性和經(jīng)濟(jì)可行性.臭氧處理體系的技術(shù)特點(diǎn)為可以極大程度地降低村鎮(zhèn)中轉(zhuǎn)站垃圾滲濾液中有機(jī)物的芳香性程度和腐殖化程度, 降低滲濾液分子縮合度和分子量, 而雙氧水的添加則可在一定程度上強(qiáng)化臭氧氧化的作用.

　　4)針對廢水中殘留的氨氮和小分子有機(jī)污染物, 建議后續(xù)在對臭氧處理垃圾滲濾液的基礎(chǔ)上篩選水生植物與微生物, 采用在農(nóng)村近年較為推崇的人工濕地技術(shù)進(jìn)行凈化, 還可探究滲濾液臭氧化尾水與生活灰水的最優(yōu)混合比例及特征污染物在社區(qū)式人工濕地中的遷移轉(zhuǎn)化行為.