摘要：以垃圾滲濾液二級出水非膜法深度處理為目的，構建以復合式陰極和形穩(wěn)陽極為核心的強效電化學反應單元，其中復合式陰極由磁鐵棒、碳氈和鐵粉組成，起到Fe2+的析出和滲濾液中硝態(tài)氮的還原作用；形穩(wěn)陽極為商用Ti/RuO2-IrO2電極，起到活化滲濾液中Cl-、產生活性氯、氧化去除滲濾液中氨氮和有機物的作用，并將二者的強效電化學反應與臭氧氧化作用于同一單元，構建了強效電化學-臭氧耦合工藝，以此強化滲濾液二級出水有機物和總氮的去除。結果表明，耦合工藝在電流強度為1.5 A、初始pH值為7、鐵粉吸附密度為0.42 g/cm2、臭氧投加量為4.58 mg/min時，對COD及TN的去除率分別為46.46%和81.70%。通過紅外光譜（FT-IR）、電子順磁共振波譜（EPR）、循環(huán)伏安曲線（CV）探究工藝對有機物的反去除機理，結果表明，耦合工藝中產生了·OH與·Cl多種活性物質，強化了滲濾液中脂肪族、酯、醚、酚等有機物的去除，提高了滲濾液的可生化性。耦合工藝與SBR小型生化系統(tǒng)聯(lián)用后出水達到《生活垃圾填埋場污染控制標準》（GB 16889—2008）要求。

關鍵詞：垃圾滲濾液；深度處理；電化學-臭氧耦合；復合陰極

中圖分類號：X703.1" " "文獻標志碼：A" " "文章編號：2096-6717（2024）04-0231-10

Leachate advanced treatment characteristics of powerful electrochemical-ozone coupling process

GUO Yuge1a， YANG Chao1b， JIN Xin2， JIN Pengkang1c，2

（1a. XAUAT UniSA An De College; 1b. School of Resources Engineering; 1c. School of Environmental and Municipal Engineering， Xi’an University of Architecture and Technology， Xi’an 710311， P. R. China; 2. School of Human Settlement Environment and Civil Engineering， Xi’an Jiaotong University， Xi’an 710049， P. R. China）

Abstract： In order to achieve the purpose of non-membrane advanced treatment of landfill leachate secondary effluent， a powerful electrochemical reaction unit is constructed with a composite cathode and a dimensionally stable anode （DSA） as the core. The composite cathode is synthesized from carbon felt and iron powder by magnetic adsorption. The composite cathode would precipitate iron-based coagulants and reduce nitrate nitrogen in the leachate. The anode is a Ti/RuO2-IrO2 electrode， which can activate Cl- in the leachate to generate active chlorine and oxidize and remove ammonia nitrogen in the leachate. The powerful electrochemical reaction and ozone oxidation are applied in the same unit， and a powerful electrochemical-ozone coupling process is constructed to strengthen the removal of organic matter and total nitrogen in the secondary effluent of the leachate. The results show that when the current intensity is 1.5 A， the initial pH is 7， the adsorption density of iron powder is 0.42 g/cm2， and the ozone dosage is 4.58 mg/min， the removal rate of COD is 46.46%， and the removal rate of TN is 81.70%. Through infrared spectroscopy （FT-IR）， electron paramagnetic resonance spectroscopy （EPR）， and cyclic voltammetry （CV）， the reaction mechanism of the process for the removal of organics was explored. The results showed that ·OH and ·Cl were generated in the coupled process system. The organic compounds such as aliphatic compounds， esters， ethers， and phenols in the leachate were effectively removed， and the biodegradability of the leachate was improved. After the coupling process is combined with the small SBR biochemical system， the effluent meets the requirements of the Standards for Pollution Control of Domestic Waste Landfills （GB 16889—2008）.

Keywords： landfill leachate； advanced treatment； electrochemical-ozone coupling； composite cathode

預處理-生物處理-膜深度處理是垃圾滲濾液處理的主流工藝[1-2]。然而，由于滲濾液中污染物負荷較高，生物處理不徹底，滲濾液二級出水中殘余污染物成分復雜、膜污染問題突出，運營成本隨之增加[3]。除此之外，膜深度處理過程中會產生大量富含重金屬和鹽分的濃縮液[4]。目前廣泛采用的濃縮液回灌處理方式則會影響處理系統(tǒng)的穩(wěn)定運行。對此，中國環(huán)境科學研究院2022年發(fā)布了《生活垃圾填埋場污染控制標準》（GB 16889）征求意見稿，并提出濃液應單獨處理，不得回灌填埋場。因此，采取合適的非膜法工藝處理垃圾滲濾液二級出水可有效降低處理成本，維持系統(tǒng)運行的穩(wěn)定性。

電化學技術被廣泛應用于滲濾液的處理中，特別是電芬頓工藝，其原理為電極原位生成了芬頓試劑（Fe2+/H2O2）[5]，產生了具有強氧化性的羥基自由基。為了強化有機物的去除效果，電化學技術常常與其他物化技術相結合，如光-電化學耦合[6]，臭氧-電化學耦合[7]，其中臭氧氧化技術由于具有操作簡單、無污染等特點，與電化學技術結合可有效提高工藝處理效果。謝新月等[8]將臭氧氧化與電絮凝工藝放置在同一個體系內同時運行，構建了電絮凝-臭氧氣浮工藝（E-HOC）處理污水廠二級出水。刁悅等[9]將電絮凝-臭氧氣浮工藝（E-HOC）與膜深度處理聯(lián)用處理滲濾液二級出水，有效降低了濃縮液產量，緩解了膜污染。然而，上述工藝無法有效降低污水中的總氮。

為進一步提高工藝對有機物與總氮的去除效果，避免處理過程中濃縮液的產生，筆者構建了強效電化學-臭氧耦合工藝，其核心為碳氈和鐵粉依靠磁鐵棒的磁性吸附組成的復合陰極，與形穩(wěn)陽極（Dimensionally-stable-anode）組成強效電化學單元。該工藝中形穩(wěn)陽極會電解產生活性氯，將氨氮氧化為氮氣；陰極原位產生的H2O2會與鐵粉感應析出的Fe2+結合，形成芬頓反應（Fe2+/H2O2），投加的臭氧會引入過臭氧氧化反應（O3/H2O2）促進羥基自由基的產生，與鐵系混凝劑協(xié)同強化有機物的去除。此外，鐵粉作為催化劑會促進硝態(tài)氮的還原作用，因此，該工藝實現(xiàn)了滲濾液二級出水中有機物與總氮的同步去除。最后，將工藝和小型SBR生化系統(tǒng)聯(lián)用處理滲濾液二級出水，實現(xiàn)滲濾液的全量化處理。

1 材料與方法

1.1 實驗原水

實驗用水為杭州市某垃圾填埋場的滲濾液二級生化出水，垃圾類別主要為生活垃圾，垃圾滲濾液處理工藝為中溫厭氧+MBR+RO工藝。水樣為紅褐色，無臭味。滲濾液水質指標如表1所示。

1.2 實驗裝置與實驗方法

1.2.1 實驗裝置

采用圖1所示的裝置進行強效電化學-臭氧耦合實驗。反應裝置是容積為1 L的圓柱有機玻璃容器，反應電極為DSA陽極和復合陰極。電極通過導線與穩(wěn)壓直流電源相連（無錫安耐斯，JP5200D）。臭氧發(fā)生器（濟南三康，SK-CFQ-3P），通過調節(jié)流量計來控制臭氧投加量。采用磁力攪拌器（德國 IKA，color squid）使反應均勻，采用規(guī)格為10 mL消毒針取樣，每次取10 mL的樣品。

1.2.2 電極制備

陽極為帶孔釕銥鈦圓柱電極（Ti/RuO2-IrO2），材料尺寸為3.5 cm×7 cm×0.1 cm（直徑×高×厚度）。復合陰極由磁鐵棒尺寸為1.5 cm×6.5 cm（直徑×高）、碳氈尺寸為7 cm×7 cm×0.3 cm（長×寬×高）、還原鐵粉組成。其中，還原鐵粉受磁鐵棒磁力均勻吸附于碳氈表面；磁鐵棒由釹鐵硼填充，磁棒高斯為6000原鐵粉為分析純，粒徑為100目。

1.2.3 實驗方法

取適量0.1 mol/L NaOH溶液和0.1 mol/L H2SO4對滲濾液生化出水的pH值進行調節(jié)（3±0.1、5±0.1、7±0.1、9±0.1）。實驗開始前，制備復合陰極，更換碳氈與鐵粉（0、0.28、0.42、0.56 g/cm2）。用砂紙擦拭陽極，用1 mol/L HCl溶液清洗，最后用去離子水沖洗并用紙巾擦拭電極。打開臭氧發(fā)生器調節(jié)流量，控制臭氧投加量（0、2.98、4.58、6.22 mg/min），為了保證反應條件準確，同時打開直流電源，設置相應的電流強度（0、0.5、1.0、1.5、2.0 A），攪拌器以300 r/min的轉速旋轉。反應過程中，通過消毒針進行取樣，反應持續(xù)2 h。樣品經過0.45 μm濾膜過濾后測定各指標。

1.3 分析方法

1.3.1 水質指標測定

COD的測定采用重鉻酸鹽法（HJ 828—2017），BOD5的測定采用稀釋與接種法（HJ 505—2009），氨氮的測定采用納氏試劑分光光度法（HJ 535—2009），總氮的測定采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法（HJ 636—2012），硝態(tài)氮的測定采用紫外分光光度法（HJ/T 346—2007），亞硝態(tài)氮的測定采用分光光度法（GB 7493—1987），F(xiàn)e2+的測定采用鄰菲啰啉分光光度法（HJ/T 345—2007），活性氯的測定采用N，N-二乙基-1，4-苯二胺（DPD）分光光度法（HJ 586—2010），pH值采用上海雷磁PHB-4型酸度計測定，電導率采用上海雷磁DDBJ-350型電導率儀測定。

1.3.2 傅里葉漫反射紅外光譜儀（FT-IR）分析

將待測水樣放入真空冷凍干燥機中冷凍至固體后，取2 mg樣品按照1：100的比例與KBr混勻，通過瑪瑙研缽研磨至細小粉末后利用壓片機壓制為均勻透光薄片，利用傅里葉紅外光譜儀進行測定。測定頻率范圍為4 500～500 cm-1，掃描次數(shù)為64倍，分辨度為4 cm-1。

1.3.3 三維熒光光譜（3D-EEM）分析

待測水樣用0.45 μm濾膜過濾，為了避免高濃度樣品的內濾效應，將樣品稀釋10倍。取適量樣品倒入石英比色皿的2/3處，采用日立熒光分光光度儀進行測定。發(fā)射波長Em為200～600 nm，激發(fā)波長Ex為200～500 nm，激發(fā)帶寬度為5 nm，發(fā)射帶寬度為5 nm，PMT 電壓為500 V，掃描速率為12 000 nm/min。

1.3.4 循環(huán)伏安曲線（CV）分析

電解液為0.5 mol/L的NaCl溶液，以飽和甘汞電極為參比電極，鉑電極為對電極，工作電極為碳氈與復合陰極。工作電極的制備方法為稱取50 mg的樣品加至1 mL的混合液（由無水乙醇與5% Nafion膜溶液組成，體積分數(shù)比為1：4），超聲使混合物均勻，取200 μL上述混合物于FTO導電玻璃（2.5 cm×2.5 cm）上刮涂均勻成膜后烘干。樣品采用上海辰華電化學分析儀工作站（CHI660E）進行測定。掃描電壓范圍為-3～2 V，掃描速率為0.05 V/s。

1.3.5 電子順磁共振波譜（EPR）分析

在原水體系中進行電子順磁共振測定。取原水體系反應1 h的樣品，稀釋10倍，加入適量100 mmol/L DMPO捕獲劑，用EPR儀（瑞士布魯克，ZMXmicro-6/1）測定。中場為3 520 G，掃描寬度為200 G，掃描時間為60 s，接收增益為30 dB，微波功率為2 mW。

2 結果與討論

2.1 強效電化學-臭氧耦合工藝處理特性

2.1.1 耦合工藝運行參數(shù)優(yōu)化

為了探究不同影響因素對耦合工藝污染物處理特性的影響，以電流強度、臭氧投加量、鐵粉吸附密度、初始pH值為變量探究其對COD與TN去除率的影響。圖2（a）為耦合工藝中運行參數(shù)對COD去除率的影響。電流強度、臭氧投加量、Fe粉吸附密度、初始pH值因素對COD去除率的影響都是先升高后降低。最佳電流強度為1.5 A，電流強度主要影響電極的反應速率[10]，提高電流強度能促進陽極直接氧化有機物，并能促進活性物質的釋放。然而較大的電流強度會加速過氧化氫的分解，促使析氫副反應進行[11]，使得羥基自由基的產生受抑制。最佳的臭氧投加量為4.58 mg/min，一般來說，隨著臭氧濃度上升，廢水中的大分子有機物會轉變?yōu)樾》肿佑袡C物，一部分不飽和烴和芳香類會被氧化分解[12-13]，但過量的臭氧會阻礙絮體表面對部分有機物的吸附去除，從而降低COD的去除效率[14]。最佳Fe粉吸附密度為0.42 g/cm2，在非均相催化電芬頓體系中，催化劑的負載量對污染物的去除率有一定影響。在一定范圍內，污染物的去除率與催化劑量呈正相關[15]，然而過量的Fe粉可能會捕獲水中的羥基自由基[16]，降低去除率。最佳初始pH值為7，隨著初始pH值提高，COD去除率先升高后降低。在Peroxone過程，臭氧可以和氫氧根生成·OH，但同時臭氧與·OH生成的HO2-也會消耗羥基自由基[17]，偏堿性的條件有利于Peroxone進行。然而，初始pH值在中性的條件下對COD去除率最高?？紤]到反應系同時存在Fenton反應，偏酸性條件更有利于H2O2的產生[18]，有利于·OH的產生，因此中性條件下達到了COD最佳去除效果。選擇COD去除最佳參數(shù)比較不同電化學工藝的處理效能。

圖2（b）為耦合工藝中不同因素對TN去除率的影響。結果表明，最佳電流強度為2 A，電流強度越大，總氮的去除率越高。TN的去除主要包括陽極發(fā)生的氨氧化與陰極發(fā)生的硝酸鹽的還原，電流強度的提高有利于陽極上的析氯反應，使氨氮轉換為氮氣，也促進了陰極上發(fā)生的電催化還原過程。最佳Fe粉吸附密度為0.28 g/cm2，隨著Fe粉吸附密度的提高，鐵粉作為催化劑強化了陰極對于硝酸鹽的還原作用[19]，然而過多的鐵粉也會抑制吸附在陰極上的還原性氫與硝酸鹽的接觸，導致總氮的去除率有所下降。最佳初始pH值為5，由于氫離子有利于硝酸鹽的降解，因此總氮在酸性條件下較堿性條件更容易被去除[20]。

2.1.2 強效電化學-臭氧耦合工藝對污染物的去除特性

耦合工藝是在電催化氧化工藝的基礎上將芬頓反應（Fe2+/H2O2）與過-臭氧氧化反應（O3/H2O2）結合在一起，因此，為了研究耦合工藝的處理性能，將電催化氧化、電芬頓、電-過臭氧氧化、耦合工藝進行同比較，表2為不同電化學工藝的參數(shù)設置。

圖3（a）為不同電化學工藝對垃圾滲濾液二級生化出水COD與TN的去除效果。結果顯示，相比其他工藝，耦合工藝對于COD與TN的去除率最高，分別為46.46%與81.70%。其中耦合工藝對于COD的去除率比電催化氧化（DSA++CF-）、電芬頓（DSA++CF（Fe）-）、電-過臭氧氧化工藝（DSA++CF-+O3）分別提升了24.60%、19.59%、12.47%。這說明耦合工藝中的E-Fenton（Fe2+/H2O2）反應與電-過臭氧氧化反應E-Peroxone（O3/H2O2）相互補充，產生了更多的羥基自由基與氯自由基，強化了有機物的去除。為了探究氯自由基在氧化有機物中發(fā)揮的作用，測得反應中活性氯產量為0.047 mol/L（以HClO的形式表示），并將相同量的HClO加入滲濾液二級出水，結果表明，COD含量降低了1.93%。因此，氯自由基在有機物去除中并未發(fā)揮主要作用，而耦合工藝對于總氮的去除比電催化氧化工藝與電-過臭氧氧化工藝提升了19.60%，其原因在于耦合工藝與電芬頓工藝的陰極都吸附了鐵粉，強化了硝酸鹽的陰極還原，因此，總氮去除率較高。圖3（b）為不同工藝對于污水的可生化性B/C的影響，電催化氧化、電芬頓、電-過臭氧氧化和耦合工藝對于進水的B/C均有提高，分別提升了44.39%、54.28%、108.73%、145.17%，其中耦合工藝對于廢水可生化性的提高最為顯著。

2.2 強效電化學-臭氧耦合工藝脫氮除碳機制探索

2.2.1 強效電化學-臭氧耦合工藝電極特性

為了討論強效電化學-臭氧耦合工藝對有機物去除的機理，使用CV曲線確定耦合陰極的電催化能力，EPR確定反應過程中產生的自由基，3D-EEM 和FT-IR確定溶解性有機物（DOM）的去除特點。采用響應曲面法探究出在電流強度為1.75 A、臭氧投加量為4.42 mg/min、初始pH值為6.37、Fe粉吸附密度為0.43 g/cm2時，耦合工藝能同時達到較好的脫氮除碳效果，因此，實驗均在此條件下進行。圖4（a）為耦合工藝采用的電極，復合陰極包含了碳氈及其表面吸附的鐵粉，主要進行二電子過程的氧還原反應（ORR）產生H2O2[21]，同時鐵粉作為催化劑，促進析氫反應進行。陽極Ti/RuO2-IrO2進行氧化反應，使得溶液中氯離子轉變?yōu)榛钚月龋–l2、HClO、ClO-）[22]，將氨氮氧化為氮氣。

圖4（b）為耦合陰極與碳氈在0.5 mol/L NaCl溶液體系下的循環(huán)伏安曲線。結果表明，當碳氈為工作電極時，為不可逆過程，并且還原峰對應氧化還原電流值較低，為0.38 A，因此，導電性較差。耦合陰極作為工作電極時，體系發(fā)生了析氧反應[23]，析氧電位約為1.28 V，高于理論析氧電位1.23 V，因此，析氧副反應被抑制，電極催化活性得到了提高。

耦合工藝中復合陰極具有較強的電催化性能，其吸附在碳氈表面的鐵粉也會析出Fe2+。圖5為耦合工藝中Fe2+析出曲線。結果表明，隨著反應的進行，F(xiàn)e2+濃度不斷上升。Fe2+作為芬頓反應的產物之一，會與H2O2形成芬頓反應，促進有機物的去除。

2.2.2 強效電化學-臭氧耦合工藝對溶解性有機物的去除

圖6為滲濾液二級出水經過不同工藝處理后的三維熒光光譜圖。熒光譜圖中的溶解性有機物可以分為5類[24]。芳香族蛋白：Ex/Em為（220～250）nm/（280～330）nm；芳香族蛋白Ⅱ：Ex/Em為（220～250）nm/（330～380）nm；富里酸：Ex/Em為（220～250）nm/（380～500）nm；微生物副產物：Ex/Em為（250～280）nm/（280～380）nm；腐殖酸類：Ex/Em為（250～400）nm/（380～500）nm。

圖6（a）中，滲濾液二級出水出現(xiàn)了較強的腐殖酸熒光特征峰與富里酸特征峰，強度分別為1 860、1 670 a.u.，說明腐殖酸和富里酸是垃圾滲濾液二級出水的主要污染物。此外，也存在微生物副產物和芳香族蛋白Ⅱ的特征峰。圖6（b）中，單獨臭氧氧化對富里酸Ex/Em=（220～250）nm/（380～500）nm的去除較為明顯，而對腐殖酸Ex/Em=（250～400）nm/（380～500）nm去除效果較差。圖6（c）～（f）電化學反應過程中，腐殖酸與富里酸的特征峰幾乎被完全去除。反應結束后，產生了較強的微生物副產物峰Ex/Em=（250～280）nm/（280～380）nm。并且電催化氧化、電芬頓、電-過臭氧氧化和耦合工藝在該熒光峰下的強度分別為1 780、1 380、1 287、1 260 a.u.。這說明耦合工藝對于腐殖酸和富里酸去除效果最好，反應結束后產生了少量難降解的微生物副產物。

為了探究反應過程是否有自由基的產生，在原水體系中，采用DMPO作為自旋誘捕劑進行電子順磁共振儀（EPR）分析。DMPO會與體系中的·OH和·Cl生成自旋加合物DMPO-·OH和DMPO-·Cl。圖7（a）利用EPR對不同工藝水樣進行·OH與·Cl信號強弱測定，結果表明，除了臭氧氧化外，電催化氧化、電-過臭氧氧化、電芬頓、耦合工藝均產生了4信號峰的羥基自由基與7信號峰氯自由基[25]，其中耦合工藝的信號值最強。這說明耦合工藝中，F(xiàn)enton （Fe2+/H2O2）（式（7））與Peroxone（O3/H2O2）（式（10））相互補充，產生了更多的羥基自由基。羥基自由基會與氯離子反應[26]，生成氯自由基（式（11））。

紅外光譜被廣泛應用于溶解性有機物結構與官能團的檢測[27]。圖7（b）反映了不同的處理工藝對于有機物去除特點。進水在波數(shù)為3 417 cm-1、2 910 cm-1、1 620 cm-1、1 376 cm-1、1 160 cm-1處出現(xiàn)了較為明顯的特征峰。其中3 417 cm-1波數(shù)處的特征峰為O—H的伸縮振動產生，2 910 cm-1波數(shù)處的峰為脂肪族C—H、C—H2、C—H3伸縮振動產生，1 620 cm-1波數(shù)處的特征峰為苯環(huán)C=C震動產生，1 376 cm-1波數(shù)處的特征峰是CH3的C—H變形震動產生，1 160 cm-1處的特征峰是酯、醚、酚類中C—O鍵震動產生[28]。結果表明，電芬頓工藝與耦合工藝對于波數(shù)2 910 cm-1、1 160 cm-1特征峰的去除效果較好，特別是耦合工藝將波數(shù)為2 910 cm-1特征峰完全去除。說明電芬頓工藝與耦合工藝相較其他工藝對脂肪族、酯、醚、酚等有機物的去除具有較好的效果，這是由于電芬頓工藝和耦合工藝中陽極電催化作用與芬頓反應產生了協(xié)同作用[29]，因此強化了脂肪族等小分子有機物的去除。

基于循環(huán)伏安曲線與EPR譜圖，耦合工藝處理滲濾液二級出水中涉及的化學式見式（1）～式（11），其中，式（1）～式（5）為陽極上的反應，式（6）～式（11）為陰極上的反應。

2.2.3 強效電化學-臭氧耦合工藝對總氮的去除

圖8比較了不同工藝對氮素的去除及耦合工藝中氮素隨時間的變化。圖8（a）表明，4種電化學工藝中氨氮去除率沒有明顯差異，而總氮去除率的區(qū)別主要來源于硝氮去除率的差異。在電化學氧化體系中，氨氮去除主要發(fā)生在陽極上[30]，氯離子首先被氧化為活性氯（式（3）～式（5））[31]，隨后有效氯會將氨氮氧化為氮氣[32]（式（12））。耦合工藝將臭氧與電化學氧化體系結合在一起，臭氧本身具有一定氧化性，可能會氧化部分氨氮。然而，通入臭氧后氨氮的去除率與不通臭氧時相同，說明氨氮主要被電化學反應過程中產生的有效氯去除。在電化學體系中，硝氮的去除過程為還原作用，包括直接還原（式（14）～式（17））[33]和間接還原（化學式（18）～式（19））[34]。圖8（a）表明，電催化氧化與電芬頓對硝氮的去除率分別為48.68%、80.39%。電芬頓較電催化氧化去除率高的原因是電芬頓工藝中陰極吸附了Fe粉，促進了間接還原作用。而耦合工藝是在電芬頓工藝中加入臭氧，耦合工藝硝氮去除率為79.19%，與電芬頓工藝差別不大，這說明加入臭氧后硝氮的去除率并未受到影響。因此，臭氧未對硝酸鹽還原產生影響，硝酸鹽是在電極陰極上還原。圖8（b）顯示，反應過程中亞硝氮未發(fā)生變化，這說明強效電化學-臭氧耦合工藝對于總氮的去除主要是基于氨氮的陽極氧化、硝態(tài)氮的直接還原和硝態(tài)氮的間接還原。

2.2.4 強效電化學-臭氧耦合工藝經濟分析

為了分析不同電化學工藝的經濟性，比較耦合工藝與電化學氧化、電化學-紫外耦合、電化學-臭氧耦合工藝的電能消耗與成本，如表3所示。結果顯示，耦合工藝的電能消耗低于電化學-紫外耦合與電化學-臭氧耦合。除了具有較強有機物去除效能，耦合工藝還兼具高效脫氮特性，因此具有明顯的經濟優(yōu)勢。

2.3 耦合工藝與SBR小型生化系統(tǒng)聯(lián)用處理效果

耦合工藝對于垃圾滲濾液二級出水具有較好的脫氮除碳效果。但為了使出水水質達到《生活垃圾填埋場污染控制標準》（GB 16889—2008）要求[38]，實現(xiàn)全量化處理垃圾滲濾液，在耦合工藝后加入小型生化系統(tǒng)SBR，實現(xiàn)經濟效益最大化。

電化學耦合系統(tǒng)產生的強氧化性·OH和·Cl自由基式（6）～式（11）會將一些難生物降解的有機物（包括腐殖酸和芳香族蛋白）轉化為微生物瀝出物，提高污水的B/C，為評價該耦合工藝對后續(xù)小型生化系統(tǒng)影響，構建小型SBR生化系統(tǒng)（有效容積為2 L的圓柱形有機玻璃容器），首先進行厭氧段操作，打開攪拌器，待攪拌一定時間后，打開曝氣裝置，進行好氧段操作。厭氧段與好氧段的停留時間比為1：1。取某垃圾滲濾液污水廠的污泥進行培養(yǎng)，HRT為3 d，培養(yǎng)15 d，HRT為2 d，培養(yǎng)7 d，HRT為1.5 d，培養(yǎng)4 d，最終HRT穩(wěn)定在1 d，培養(yǎng)13 d。從污泥培養(yǎng)階段到穩(wěn)定階段共用時40 d，如圖9所示。

圖9為SBR系統(tǒng)對耦合工藝出水的處理效果。圖9（a）表明，SBR在運行26 d后出水達到了較為穩(wěn)定的狀態(tài)，COD去除率穩(wěn)定在90%，且出水COD濃度均小于100 mg/L，達到了《生活垃圾填埋場污染控制標準》（GB 16889—2008）對COD的要求。圖9（b）表明，SBR在運行30 d后出水達到了較為穩(wěn)定的狀態(tài)，TN去除率達到了70%，并且出水TN濃度均小于25 mg/L，同樣達到標準。因此強效電化學-臭氧耦合系統(tǒng)與小型生化系統(tǒng)SBR的聯(lián)用可以有效處理垃圾滲濾液二級出水。

3 結論

1）以復合式陰極和Ti/RuO2-IrO2形穩(wěn)陽極為核心構建的臭氧-電化學耦合系統(tǒng)對滲濾液二級出水的有機物與總氮具有良好的去除效果。其中，復合式陰極起到了關鍵作用，該工藝以碳氈原位產生的H2O2為基礎，結合了電芬頓（E-Fenton）與電-過臭氧氧化（E-Peroxone）的優(yōu)點，促進了羥基自由基的產生。

2）在電流強度為1.5 A、初始pH值為7、鐵粉吸附密度為0.42 g/cm2、臭氧投加量為4.58 mg/min時，耦合工藝對COD、TN具有較高去除率，分別為46.46%與81.70%。反應過程中，耦合工藝產生了羥基自由基與氯自由基，有效去除了二級出水中的富里酸及腐殖酸，并且對脂肪族、酯、醚、酚等有機物具有較好的去除效果。

3）SBR小型生化系統(tǒng)穩(wěn)定運行后，COD去除率及TN去除率分別為90%和70%，達到了《生活垃圾填埋場污染控制標準》（GB 16889—2008）要求，表明耦合工藝與小型生化系統(tǒng)的聯(lián)用可以實現(xiàn)對垃圾液二級出水的非膜法深度處理。

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（編輯" 胡英奎）

收稿日期：2023?01?08

基金項目：國家自然科學基金（52070151、52170052）；陜西省重點研發(fā)計劃（2021ZDLSF05-06）

作者簡介：郭雨閣（1998- ），男，主要從事污水深度處理研究，E-mail：yuge.guo@xauat.edu.cn。

通信作者：金鵬康（通信作者），男，教授，博士生導師，E-mail：pkjin@xjtu.edu.cn。

Received： 2023?01?08

Foundation items： National Natural Science Foundation of China （Nos. 52070151， 52170052）; Key Research and Development Project of Shaanxi Province （No. 2021ZDLSF05-06）

Author brief： GUO Yuge （1998- ）， main research interest： advanced treatment of sewage， E-mail： yuge.guo @ xauat.edu.cn.

corresponding author：JIN Pengkang （corresponding author）， professor， doctorial supervisor， E-mail： pkjin @ xjtu.edu.cn.