程 雯，全學(xué)軍，羅 丹，李瑞恒，楊 魯

1.重慶理工大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院，重慶 400054；2.重慶市生活垃圾資源化處理協(xié)同創(chuàng)新中心，重慶 401331

化工廢水特別是生物難降解廢水，由于缺乏高效低成本的處理技術(shù)，大量難降解有機(jī)物排入水體，已造成嚴(yán)重的環(huán)境污染[1]。高級氧化技術(shù)利用各種活性自由基攻擊有機(jī)物，可以有效地將有毒難降解有機(jī)物礦化或轉(zhuǎn)化為低毒及易生物降解的低分子有機(jī)物，受到了學(xué)術(shù)與產(chǎn)業(yè)界的高度重視。該類技術(shù)主要包括Fenton法、濕式催化氧化、光催化、電催化和臭氧氧化等。其中，F(xiàn)enton法會產(chǎn)生大量污泥；光催化受廢水色度和膠體等限制；濕式催化氧化受高溫高壓的限制；電催化處理還存在能耗高等問題。相比之下，臭氧氧化法具有不受廢水色度和廢水膠體物質(zhì)的影響，同時也不會產(chǎn)生大量的二次污染物等優(yōu)勢，且對難降解有機(jī)物具有較好的降解與礦化能力[2,3]，可作為很好的徹底礦化難降解有機(jī)物和難降解廢水生化處理的預(yù)處理手段[4,5]。因此，先進(jìn)實(shí)用的臭氧高級氧化技術(shù)在難降解化工廢水等領(lǐng)域具有廣闊的應(yīng)用前景。

然而，傳統(tǒng)的臭氧處理技術(shù)存在氣液傳質(zhì)效率低[6]、以臭氧分子直接氧化為主，氧化能力弱和有機(jī)物徹底礦化反應(yīng)速率慢等缺點(diǎn)[7]。臭氧氧化處理廢水過程中，臭氧向液相的傳質(zhì)和氧化反應(yīng)速率是決定該過程效率的兩個主要因素。為提高工程應(yīng)用中臭氧向液相的傳質(zhì)和反應(yīng)性能，國內(nèi)外眾多學(xué)者探索了很多強(qiáng)化措施，如：中空纖維膜反應(yīng)器[8]、微通道反應(yīng)器[9]和多孔陶瓷膜[10]等新型反應(yīng)器被開發(fā)研究，通過超聲波[11,12]、光催化[13]和電催化[14,15]等技術(shù)強(qiáng)化臭氧化過程。據(jù)報道，微氣泡有助于提高氣液傳質(zhì)效率，臭氧微氣泡在液相中收縮破裂瞬間激發(fā)產(chǎn)生·OH[16,17]。Takahashi等[18]研究表明臭氧微氣泡收縮破裂時更容易產(chǎn)生·OH，從而提高其氧化能力。

本工作提出了一種利用新型高效的氣液混合泵實(shí)現(xiàn)臭氧微泡化的反應(yīng)器，并考察了該反應(yīng)器在不同壓力、溫度、進(jìn)口臭氧濃度和流量條件下，對液相中臭氧濃度以及羥基自由基生成量的影響。同時，還對比研究了傳統(tǒng)鼓泡反應(yīng)器與該微泡反應(yīng)器液相中臭氧濃度和羥基自由基的產(chǎn)生量，并用模擬染料廢水對比考察了降解與礦化效果，為新型高效臭氧氧化反應(yīng)器的研發(fā)提供了一定的依據(jù)。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 臭氧氧化反應(yīng)器

氣液混合泵是實(shí)現(xiàn)氣體微泡化的一種很好的方式[19,20]，本工作采用一種氣液混合泵（25QY-2DS）實(shí)現(xiàn)臭氧化氣體的微泡化，據(jù)廠家提供的測試數(shù)據(jù)，氣體在液相中可以分散為20～30 μm的微氣泡。以氣液混合泵實(shí)現(xiàn)氣體微泡化以及整個反應(yīng)體系的循環(huán)過程，形成了微泡反應(yīng)體系，如圖1所示。整個實(shí)驗(yàn)體系主要由臭氧發(fā)生器（HBO3-20）1、管式反應(yīng)器8、液體儲槽12、氣液混合泵10、臭氧檢測儀15以及流量計、壓力表和尾氣吸收裝置組成，實(shí)驗(yàn)所用反應(yīng)管為直徑70 mm，長900 mm有機(jī)玻璃管，反應(yīng)器出口連接球形閥6用于調(diào)節(jié)反應(yīng)器內(nèi)壓力和廢水流量，整個反應(yīng)體系構(gòu)成一個連續(xù)循環(huán)的反應(yīng)體系。液體儲槽中放置聚四氟乙烯管作為換熱體系，保持實(shí)驗(yàn)過程中溫度恒定，換熱面積約為0.53 m2。實(shí)驗(yàn)所用臭氧由臭氧發(fā)生器高壓電擊純氧生成，流入氣液混合泵，流量由氣體流量計3控制，其入口濃度由紫外臭氧檢測器（JSA9-03-UV）檢測。來自臭氧發(fā)生器的臭氧-氧混合物被吸入氣液混合泵中，在廢水中產(chǎn)生微氣泡，然后將兩相混合物輸入臭氧氧化反應(yīng)器，在反應(yīng)器中臭氧化反應(yīng)后，兩相混合物從反應(yīng)器頂部流出并流入廢水儲槽中，氣相分離后進(jìn)入排氣管道系統(tǒng)。從插入液體儲槽中的取樣管收集液體樣品，液體再循環(huán)流量和反應(yīng)系統(tǒng)的壓力由反應(yīng)器出口管上的球閥控制。

圖1 臭氧氧化系統(tǒng)實(shí)驗(yàn)裝置Fig.1 Experimental setup for ozone oxidation system

臭氧鼓泡反應(yīng)器：鼓泡反應(yīng)體系中臭氧產(chǎn)生系統(tǒng)、臭氧檢測系統(tǒng)及尾氣吸收系統(tǒng)與微泡反應(yīng)體系相同。鼓泡反應(yīng)器中采用陶瓷曝氣頭分散混合氣液兩相，曝氣頭置于儲液槽底部。

1.2 實(shí)驗(yàn)過程與分析方法

1.2.1 液相中臭氧濃度測定

取8 L去離子水于儲液槽中，啟動混合泵；同時啟動臭氧發(fā)生器，待臭氧濃度穩(wěn)定后，打開進(jìn)氣管上閥門；在一定實(shí)驗(yàn)條件下通入臭氧開始計時，定時取樣，采用靛藍(lán)二磺酸鈉分光光度法[21]測定水中臭氧濃度。

1.2.2 液相中羥基自由基濃度測定

根據(jù)Nohemi等[22]對羥基自由基的測定方法，本工作采用對苯二甲酸（TA）捕捉羥基自由基形成2-羥基對苯二甲酸（TAOH），化學(xué)反應(yīng)式如式（1）。其中捕捉劑對苯二甲酸不具熒光性，而2-羥基對苯二甲酸（TAOH）的熒光測定中，在激發(fā)光譜為315 nm，發(fā)射波長為425 nm條件下有較強(qiáng)吸收峰，因此本實(shí)驗(yàn)采取該方法測定羥基自由基含量。

根據(jù)文獻(xiàn)[23]中羥基自由基累積測定方法，配制初始濃度為4×10-3mol/L的對苯二甲酸溶解于10×10-3mol/L的NaOH溶液中，取8 L該溶液于儲液槽中，啟動混合泵，同時啟動臭氧發(fā)生器，待臭氧濃度穩(wěn)定后，打開進(jìn)氣管上閥門，通入臭氧開始計時，定時取樣，測定液相樣品的熒光吸光度，計算其羥基自由基濃度。

1.2.3 染料廢水的臭氧氧化處理

配制一定濃度的酸性紅18模擬染料廢水，取該模擬廢水8 L于儲液槽中。啟動混合泵，待臭氧濃度穩(wěn)定后，通入臭氧開始計時，定時取樣，測定其色度及總有機(jī)碳（TOC）含量。酸性紅18染料廢水的色度采用紫外可見光分光光度計（TU-1901型，北京普析通用儀器有限責(zé)任公司）分析檢測（測定波長為510 nm），廢水中TOC含量采用TOC測定儀（TOC-LCPH型，日本島津公司）進(jìn)行測定。廢水體系 pH值用 pH精密酸度計測定，反應(yīng)體系入口及出口臭氧濃度采用紫外臭氧濃度檢測儀（JSA9-03-UV型，深圳市吉順安科技有限公司）檢測。

2 結(jié)果與討論

2.1 微泡反應(yīng)器中液相O3和·OH濃度的影響參數(shù)

2.1.1 反應(yīng)器壓力的影響

在臭氧進(jìn)口濃度約為65 mg/L，流量3.5 L/min，溫度25 ℃條件下，考察反應(yīng)器壓力對液相中臭氧濃度和羥基自由基濃度的影響規(guī)律，結(jié)果如圖2所示。

圖2 反應(yīng)器壓力對水中O3和·OH濃度的影響Fig.2 Effect of reactor pressure on the concentration of O3 and ·OH in water

由圖2a可知，在不同反應(yīng)器壓力下，液相中臭氧濃度在運(yùn)行時間大約2 min前迅速增大，然后緩慢增大，大約在4～6 min時達(dá)到穩(wěn)定值。當(dāng)反應(yīng)器壓力在0.05～0.25 MPa時，隨著體系壓力的增加，液相中臭氧濃度略有增加。由亨利定律可知，氣相壓力增加有利于提高水中臭氧飽和溶解度，從而提高臭氧在水中的傳質(zhì)效率[23]。但當(dāng)反應(yīng)器壓力在0.25～0.35 MPa時，隨著壓力增加液相中臭氧濃度略有減小的現(xiàn)象。這可能與液相中臭氧微氣泡的復(fù)雜的聚并引起的物理化學(xué)過程相關(guān)。由圖 2b可知，在不同反應(yīng)器壓力下，液相中由于羥基自由基捕獲量隨著運(yùn)行時間的延長而增大，其濃度也逐漸升高。但隨著反應(yīng)器中壓力增加，液相中·OH濃度的增加更加明顯，表明壓力升高有助于羥基自由基的產(chǎn)生。

2.1.2 液相溫度的影響

在臭氧進(jìn)口濃度約為65 mg/L，流量3.5 L/min，體系壓力0.35 MPa條件下，考察不同溫度對液相中臭氧濃度和羥基自由基濃度的影響規(guī)律，結(jié)果如圖3所示。由圖3a可知，在不同液相溫度下，液相中臭氧濃度在運(yùn)行時間大約2 min之前迅速增大，然后緩慢變化，在46 min左右達(dá)到穩(wěn)定值。液相中臭氧濃度隨著溫度增加而有明顯的降低。根據(jù)亨利定律，在其他條件一定，體系溫度與液相中臭氧濃度成反比，這與Rischbieter等[24]研究結(jié)果基本一致。由圖3b可知，溫度在25～35 ℃時，水中羥基自由基濃度隨溫度的增加而增加。這是由于隨著體系溫度升高臭氧在水中穩(wěn)定性減弱，分解速率上升，微氣泡臭氧在分解過程中氣泡收縮破裂現(xiàn)象更加劇烈，從而加快了羥基自由基產(chǎn)生速率。而在35～40 ℃時，液相中·OH基本保持不變，這主要是由于·OH的產(chǎn)生來源于液相中臭氧的分解反應(yīng)，而在溫度較高情況下，液相中臭氧濃度較低[25]，因此·OH不再隨體系溫度的升高而明顯增加，實(shí)驗(yàn)中最佳溫度為35 ℃。

圖3 液相溫度對液相中O3和·OH濃度的影響Fig.3 Effect of liquid phase temperature on the concentration of O3 and ·OH in water

2.1.3 臭氧進(jìn)口濃度的影響

在O3進(jìn)口流量3.5 L/min，體系壓力0.35 MPa，溫度25 ℃條件下，考察不同進(jìn)口臭氧濃度對液相中臭氧濃度和羥基自由基濃度的影響規(guī)律，結(jié)果如圖4所示。

圖4 臭氧進(jìn)口濃度對液相中O3和·OH濃度的影響Fig.4 Effect of inlet ozone concentration on the concentration of O3 and ·OH in water

由圖4可知，液相中臭氧及羥基自由基濃度均隨進(jìn)口臭氧濃度的增加而增加。這主要是由于進(jìn)口臭氧濃度的增加，提高了氣相進(jìn)入液相的傳質(zhì)推動力，使液相中臭氧濃度增加，提高了生成羥基自由基反應(yīng)的速率，從而使液相中羥基自由基濃度也隨之增加[22]。

2.1.4 臭氧進(jìn)口流量的影響

在O3進(jìn)口濃度65 mg/L，體系壓力0.35 MPa，溫度25 ℃條件下，考察不同進(jìn)口臭氧流量對液相中臭氧濃度和羥基自由基濃度的影響規(guī)律，結(jié)果如圖5所示。由圖可知，液相中臭氧及羥基自由基濃度均隨進(jìn)口臭氧流量的增加而增加。這主要是由于增加進(jìn)口臭氧流量就會增大液相中氣泡數(shù)量，從而增加了氣液傳質(zhì)面積，有利于傳質(zhì)的高效進(jìn)行。此外，流量增加提高了單位時間內(nèi)臭氧的進(jìn)入量，從而提高了臭氧及羥基自由基濃度。

圖5 臭氧進(jìn)口流量對液相中O3和·OH濃度的影響Fig.5 Effect of ozone flow rate on the concentration of O3 and ·OH in water

2.2 微泡與鼓泡反應(yīng)器性能比較

2.2.1 反應(yīng)器臭氧傳質(zhì)及其產(chǎn)生羥基自由基性能比較

在臭氧進(jìn)口濃度65 mg/L，流量3.5 L/min，溫度25 ℃，體系壓力0.35 MPa條件下，微泡反應(yīng)體系與鼓泡反應(yīng)體系的液相中O3以及·OH濃度隨時間的變化情況如圖6和7所示。

圖6 微泡與鼓泡體系液相中臭氧濃度隨時間的變化Fig.6 The change of ozone concentration in liquid phase with the reaction time in microbubble and bubbling reactors

圖7 微泡與鼓泡體系液相中羥基自由基濃度隨時間的變化Fig.7 The change of ·OH concentration in liquid phase with reaction time in microbubble and bubbling reactors

由圖6可知，微泡反應(yīng)器中臭氧溶于水的速率較快，在通入臭氧2 min后水中臭氧濃度基本達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)，而鼓泡體系中曝氣6 min后，水中臭氧濃度才基本達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)。而且，液相中臭氧濃度達(dá)到穩(wěn)定后，微泡體系中臭氧濃度為14 mg/L，比鼓泡體系約高10%。這表明鼓泡體系中臭氧傳質(zhì)速率低于微泡反應(yīng)體系。這是由于相對鼓泡體系而言，微泡體系中氣泡粒徑更小，微氣泡具有較大的表面積，且微氣泡內(nèi)壓更大，兩者結(jié)合能有效地提高傳質(zhì)面積和傳質(zhì)推動力，從而提高其傳質(zhì)效率，增加臭氧溶解度[7,8]。由圖7可知，微泡反應(yīng)體系中·OH的含量明顯高于傳統(tǒng)鼓泡體系，臭氧通入5 min，微泡體系中·OH濃度高達(dá)121.45×10-6mol/L，而鼓泡體系中較低，僅為10.86×10-6mol/L，微泡體系中羥基自由基產(chǎn)生能力提高了約11倍。這說明微氣泡強(qiáng)化不僅能改善臭氧傳質(zhì)性能，提高液相臭氧濃度，同時也產(chǎn)生更大量的羥基自由基，其化學(xué)氧化能力也必然有很大的提高。

2.2.2 微泡與鼓泡反應(yīng)器中酸性紅18降解與礦化動力學(xué)比較

在臭氧進(jìn)口濃度70 mg/L，流量3.0 L/min，溫度25 ℃，pH值約為8，染料初始濃度為300 mg/L，其TOC初始濃度約為95 mg/L，微泡體系中壓力0.35 MPa的條件下，考察微泡體系和鼓泡體系對酸性紅18脫色（即發(fā)色團(tuán)的破壞，使顏色去除）及礦化（有機(jī)污染物轉(zhuǎn)化為礦物質(zhì)，比如水、二氧化碳和無機(jī)鹽等）處理效果，結(jié)果如圖8所示。由圖可知，微泡反應(yīng)體系中廢水脫色速率更快，完全脫色僅需處理8 min。而在鼓泡體系中氧化處理20 min，其脫色率約為96%。由圖8還可以看出，微泡反應(yīng)體系中染料礦化速率遠(yuǎn)大于鼓泡體系，鼓泡體系中臭氧氧化處理35 min，對廢水TOC去除率僅為21.76%，而在微泡體系中TOC去除率高達(dá)70%以上。

為了量化比較兩種反應(yīng)體系中臭氧氧化降解酸性紅18的動力學(xué)速率，可用擬一級動力學(xué)方程式進(jìn)行擬合[28,29]：

式中：Ct為t時刻廢水中染料濃度或TOC濃度；t為反應(yīng)時間；k為反應(yīng)速率常數(shù)。

將公式（2）進(jìn)行積分：

其中，Ct0為反應(yīng)初始時廢水中染料濃度或TOC濃度。

根據(jù)一級動力學(xué)方程對微泡體系與鼓泡體系對酸性紅18脫色以及TOC去除情況進(jìn)行擬合，結(jié)果見圖9。由圖可知，酸性紅18脫色數(shù)據(jù)擬合線性相關(guān)系數(shù)（R2）均大于0.99，微泡體系中脫色反應(yīng)速率常數(shù)為0.586 5 min-1，約為鼓泡體系中4倍；TOC去除數(shù)據(jù)線性相關(guān)系數(shù)均大于0.97，微泡和鼓泡體系中礦化一級反應(yīng)速率常數(shù)分別為0.034 3和0.004 7 min-1，微泡體系中反應(yīng)速率常數(shù)約高一個數(shù)量級。微泡體系中脫色率和礦化率都高于鼓泡體系，證實(shí)了本臭氧微泡化體系的高效性，這與2.2.1小節(jié)中臭氧和羥基自由基濃度測定結(jié)論一致。

圖9 微泡體系與鼓泡體系對酸性紅18脫色以及TOC去除動力學(xué)擬合結(jié)果Fig.9 Kinetic fitting results on the color and TOC removal efficiency of acid red 18 in the microbubble and bubbling reactors

3 結(jié) 論

a）提出了一種基于氣液混合泵的臭氧微泡反應(yīng)器，與傳統(tǒng)的鼓泡反應(yīng)器相比，該反應(yīng)器能夠提升臭氧在液相中的溶解度，增加臭氧的質(zhì)量轉(zhuǎn)移速率，具有優(yōu)良的臭氧傳質(zhì)和產(chǎn)生羥基自由基的性能。當(dāng)兩種反應(yīng)器運(yùn)行達(dá)到穩(wěn)定之后，微泡體系水中臭氧濃度比鼓泡體系高約 10%，自由基產(chǎn)生量高達(dá)11倍以上。采用微泡反應(yīng)器處理酸性紅18染料廢水，其降解與礦化效率都明顯高于傳統(tǒng)鼓泡反應(yīng)器。

b）在該微泡反應(yīng)器中，反應(yīng)器壓力對液相中臭氧濃度影響較小，但增加壓力有助于羥基自由基產(chǎn)生；液相中臭氧濃度以及羥基自由基產(chǎn)生量隨進(jìn)口臭氧濃度及流量的增加而增加；液相中臭氧濃度隨溫度升高而降低，但羥基自由基產(chǎn)生量隨溫度升高而增加。

[1]趙岳陽, 錢丹丹, 秦樹林. 我國化工廢水特性、治理重點(diǎn)及微電解工藝可行性探討[J]. 浙江化工, 2013, 44(6): 40-42.Zhao Yueyang, Qian Dandan, Qin Shulin. Study on the characteristics of chemical wastewater, the emphasis of treatment and the feasibility of micro electrolysis process[J]. Zhejiang Chemical Industry, 2013, 44(6): 40-42.

[2]Sarkar S, Ali S, Rehmann L, et al. Degradation of estrone in water and wastewater by various advanced oxidation processes[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 278: 16-24.

[3]Aken P V, Lambert N, Degreve J, et al. Comparison of different oxidation methods for recalcitrance removal of landfill leachate[J].Ozone: Science and Engineering, 2011, 33: 294-300.

[4]laconi C D, Sanctis M D, Rossetti S, et al. Bio-chemical treatment of medium-aged sanitary landfill leachate in a high synergy system[J].Process Biochemistry, 2011, 46: 2322-2329.

[5]Zhang Jianlin, Yu Hongtao, Quan Xie, et al. Ceramic membrane separation coupled with catalytic ozonation for tertiary treatment of dyestuff wastewater in a pilot-scale study[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 301: 19-26.

[6]Lu X, Ma H, Zhang Q, et al. Degradation of methyl orange by UV, O3and UV/O3systems: analysis of the degradation effects and mineralization mechanism[J]. Research on Chemical Intermediates, 2013, 39(9): 4189-4203.

[7]Gao M, Zeng Z, Sun B, et al. Ozonation of azo dye acid red 14 in a microporous tube-in-tube microchannel reactor: decolorization and mechanism[J]. Chemosphere, 2012, 89(2): 190-197.

[8]Zhang H, Jiang M, Zhang D, et al. Decomposition of 4-nitrophenol by ozonation in a hollow fiber membrane reactor[J]. Chemical Engineering Communications, 2009, 197(3): 377-386.

[9]Gao M, Zeng Z, Sun B, et al. Ozonation of azo dye acid red 14 in a microporous tube-in-tube microchannel reactor: decolorization and mechanism[J]. Chemosphere, 2012, 89(2): 190-197.

[10]Zhu Y, Chen S, Quan X, et al. Hierarchical porous ceramic membrane with energetic ozonation capability for enhancing water treatment[J]. Journal of Membrane Science, 2013, 431: 197-204.

[11]Song S, Ying H, He Z, et al. Mechanism of decolorization and degradation of CI direct red 23 by ozonation combined with sonolysis[J].Chemosphere, 2007, 66(9): 1782-1788.

[12]He Z, Lin L, Song S, et al. Mineralization of CI reactive blue 19 by ozonation combined with sonolysis: performance optimization and degradation mechanism[J]. Separation and Purification Technology, 2008, 62(2): 376-381.

[13]Hsing H J, Chiang P C, Chang E E, et al. The decolorization and mineralization of acid orange 6 azo dye in aqueous solution by advanced oxidation processes: a comparative study[J]. Journal of Hazardous Materials, 2007, 141(1): 8-16.

[14] ?zcan A, ?ahin Y, Koparal A S, et al. Carbon sponge as a new cathode material for the electro-Fenton process: comparison with carbon felt cathode and application to degradation of synthetic dye basic blue 3 in aqueous medium[J]. Journal of Electroanalytical Chemistry,2008, 616(s 1/2): 71-78.

[15]Xu Y, He Y, Cao X, et al. TiO2/Ti rotating disk photoelectrocatalytic (PEC) reactor: a combination of highly effective thin-film PEC and conventional PEC processes on a single electrode[J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42(7): 2612-2617.

[16]Chu L B, Xing X H, Yu A F, et al. Enhanced ozonation of simulated dyestuff wastewater by microbubbles[J]. Chemosphere, 2007,68(10): 1854-1860.

[17]王 璐, 馮 玥, 韋彥斐, 等. 臭氧氣泡大小對分散染料廢水氧化處理效果的影響[J]. 環(huán)境污染與防治, 2013, 35(2): 11-16.Wang Lu, Feng Yue, Wei Yanfei, et al. Influence of ozone bubble size on the treatment of dispersed dyestuff wastewater[J].Environmental Pollution & Control, 2013, 35(2): 11-16.

[18]Takahashi M, Ishikawa H, Asano T, et al. Effect of microbubbles on ozonized water for photoresist removal[J]. Journal of Physical Chemistry C, 2012, 116(23): 12578-12583.

[19]朱兆亮, 曹相生, 孟雪征, 等. 氣液混合泵氣浮系統(tǒng)處理低濃度二級出水的研究[J]. 中國給水排水, 2008, 24(1): 26-29.Zhu Zhaoliang, Cao Xiangsheng, Meng Xuezheng, et al. Study on advanced treatment of low concentration secondary effluent by DAF process with gas-liquid mixed pump[J]. China Water & Wastewater, 2008, 24(1): 26-29.

[20]朱兆亮, 孟雪征, 曹相生, 等. 三種氣液混合泵氣浮系統(tǒng)處理低濃度二級出水的對比研究[J]. 環(huán)境污染與防治, 2008, 30(8): 4-7.Zhu Zhaoliang, Meng Xuezheng, Cao Xiangsheng, et al. Advanced treatment of secondary effluent by dissolved air flotation employing air-liquid mixing pump in three DAF systems[J]. Environmental Pollution & Control, 2008, 30(8): 4-7.

[21]Bader H, Hoigne J. Determination of ozone in water by the indigo method[J]. Water Research, 1981, 15(4): 449-456.

[22]Milan-Segovia N, Wang Y, Cannon F S, et al. Comparison of hydroxyl radical generation for various advanced oxidation combinations as applied to foundries[J]. Ozone: Science and Engineering, 2007, 29(6): 461-471.

[23]Moslemi M, Davies S H, Masten S J. Ozone mass transfer in a recirculating loop semibatch reactor operated at high pressure[J]. Journal of Advanced Oxidation Technologies, 2010, 13(1): 79-88.

[24]Rischbieter E, Hendrik Stein A, Schumpe A. Ozone solubilities in water and aqueous salt solutions[J]. J Chem Eng Data, 2000, 45(2): 338-340.

[25]Nothe T, Fahlenkamp H, Sonntag C V. Ozonation of wastewater: rate of ozone consumption and hydroxyl radical yield[J].Environmental Science & Technology, 2009, 43(15): 5990-5995.

[26]Song S, Liu Z, He Z, et al. Degradation of the biocide 4-chloro-3,5-dimethylphenol in aqueous medium with ozone in combination with ultraviolet irradiation: operating conditions influence and mechanism[J]. Chemosphere, 2009, 77(8): 1043-1051.

[27]Bai C P, Xiong X F, Gong W Q, et al. Removal of rhodamine B by ozone-based advanced oxidation process[J]. Desalination, 2011,278(1): 84-90.

[28]Barik A J, Gogate P R. Degradation of 4-chloro 2-aminophenol using a novel combined process based on hydrodynamic cavitation, UV photolysis and ozone[J]. Ultrasonics Sonochemistry, 2016, 30: 70-78.

[29]Chen H W, Kuo Y L, Chiou C S, et al. Mineralization of reactive black 5 in aqueous solution by ozone/H2O2in the presence of a magnetic catalyst[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 174(1): 795-800.