准好氧矿化垃圾床驯化阶段水质变化及荧光特性

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环境工程实验

《环境工程实验》实验指导书《环境工程专业本科生专用》北京科技大学环境工程系2007年1月前言环境工程实验是根据学生所修的水污染控制工程、大气污染控制工程、固体废弃物资源化等专业必修课的理论基础而设置的一门实验教学课。

通过每项实验程序、实验结果、数据测试分析及实验全过程，可进一步巩固和加深学生对环境工程相关理论及教科书重要章节概念的理解和认识。

环境工程教学实验的主要目的是帮助同学深入掌握水污染控制工程、大气污染控制工程、固体废弃物工艺技术的基本实验技能，其中包括了实验程序设计、实验程序操作、仪器设备的使用、数据的检测分析、实验报告的编写等综合技能的训练和培养。

每项实验的基本原理可参考相关教程及参考资料。

实验的具体安排根据各门课程的教学进度，由实验室负责安排。

本门课程的实验指导教材正在实践中求得改进，欢迎多提宝贵意见。

目录课程信息 (1)（一）大气污染控制工程部分 (2)实验一：吸附法净化工业含酸雾气体 (2)实验二：旋风除尘器性能测定 (10)实验三：碱液吸收气体中的二氧化硫 (14)（二）固体废弃物资源化部分 (19)实验四：高炉渣制备胶凝材料实验 (19)实验五：粉煤灰浮选提碳实验 (21)实验六：电镀污泥水泥固化实验 (22)实验七：粉煤灰配置混凝土实验 (23)（三）水污染控制工程部分 (24)实验八：悬浮物自由沉降去除率与沉降时间的关系确定实验 (24)实验九：混凝脱色实验指导书 (26)实验十：固定床离子交换实验 (30)实验十一：SBR反应器污水处理实验 (33)课程信息课程名称：环境工程实验课程编号：01030K 课程类别：实践教学开课院系：土木学院环境工程系开课专业：环境工程课内总学时：1周学分：2 实验学时：1周课内上机学时：0 先修课程：大气污染控制工程、固体废弃物资源化、水污染控制工程课程负责：吕绿洲、欧盛南执笔：汪莉、邢奕、杨慧芬、孙体昌、李子富审阅：孙体昌，段旭琴（一）大气污染控制工程部分实验一：吸附法净化工业含酸雾气体一、实验目的1、验证课堂上理论教学中讲授的吸附原理、现象及特点，通过实验现象的直观感受，巩固和加深对理论的理解和认识；2、了解工业治理酸气装置—吸附器的结构和安装及学习工艺实验的操作技能；3、掌握酸气浓度的测定方法和吸附效率的计算；4、通过实验工艺流程的直观性培养学生独立思考问题和解决实际问题的能力。

污水处理数学模型

I污水处理系统数学模型摘要随着水资源的日益紧缩和水环境污染的愈加严重，污水处理的问题越来越受到人们的关注。

由于污水处理过程具有时变性、非线性和复杂性等鲜明特征，这使得污水处理系统的运行和控制极为复杂。

而采用数学模型，不仅能优化设计、提高设计水平和效率，还可优化已建成污水厂的运行管理，开发新的工艺，这是污水处理设计的本质飞跃，它摆脱了经验设计法，严格遵循理论的推导，使设计的精确性和可靠性显著提高。

数学模型是研究污水处理过程中生化反应动力学的有效方法和手段。

计算机技术的发展使数学模型的快速求解成为可能，使这些数学模型日益显示出他们在工程应用与试验研究中的巨大作用。

对于污水处理，有活性污泥法、生物膜法以及厌氧生物处理法等污水处理工艺，其中以活性污泥法应用最为广泛。

活性污泥法是利用自然界微生物的生命活动来清除污水中有机物和脱氮除磷的一种有效方法。

活性污泥法污水处理过程是一个动态的多变量、强耦合过程，具有时变、高度非线性、不确定性和滞后等特点，过程建模相当困难。

为保证处理过程运行良好和提高出水质量，开发精确、实用的动态模型已成为国内外专家学者普遍关心的问题。

此外，由于污水处理过程是一个复杂的生化反应过程，现场试验不仅时间长且成本很高，因此，研究对污水处理过程的建模和仿真技术具有十分重要的现实意义。

本文在充分了解活性污泥法污水处理过程的现状及工艺流程的基础上，深入分析了现有的几种建模的方法，其中重点分析了ASM1。

ASM1主要适用于污水生物处理的设计和运行模拟，着重于生物处理的基本过程、原理及其动态模拟，包括了碳氧化、硝化和反硝化作用等8种反应过程；包含了异养型和自养型微生物、硝态氮和氨氮等12种物质及5个化学计量系数和14个动力学参数。

ASMI的特点和内容体现在模型的表述方式、污水水质特性参数划分、有机生物固体的组成、化学计量学和动力学参数等四个方面。

关键词：污水处理系统，活性污泥，数学模型，ASM1II Sewage Treatment System Mathematical ModelABSTRACTWith water increasingly tight and increasingly serious water pollution , sewage disposal problems getting people's attention . Because of the distinctive characteristics of variability, nonlinear and complex with time , such as sewage treatment process , which makes the operation and control of wastewater treatment system is extremely complex. The use of mathematical models , not only to optimize the design and improve the level of design and efficiency , but also to optimize the operation of the wastewater treatment plant has been built in the management , development of new technology, which is essentially a leap wastewater treatment design , experience design method to get rid of it , strictly follow derivation theory , the design accuracy and reliability improved significantly. Mathematical model to study effective ways and means of sewage treatment process biochemical reaction kinetics . Rapid development of computer technology makes it possible to solve the mathematical model , these mathematical models increasingly showing their huge role in the study of engineering and test applications.For wastewater treatment, activated sludge , biological membrane and anaerobic biological treatment , such as sewage treatment process , in which the activated sludge method most widely used. Activated sludge process is the use of natural microbial life activities is an effective method to remove organic matter and nutrient removal in wastewater of . Activated sludge wastewater treatment process is a dynamic multi-variable , strong coupling process with time-varying , highly nonlinear , uncertainties and hysteresis characteristics, process modeling quite difficult. To ensure the process runs well and improve water quality, develop accurate , practical dynamic model has become a common concern of experts and scholars at home and abroad . In addition, because the sewage treatment process is a complex biochemical reaction process , the field test not only for a long time and high cost , therefore , research has practical significance for modeling and simulation technology of sewage treatment process. Based on the current situation fully understand the activated sludge wastewater treatment process and the process based on in-depth analysis of several existing modeling method , which focuses on the ASM1. ASM1 mainly used in biological wastewater treatment design and operation of simulation , focusing on the basic biological treatment processes , principles and dynamic simulation , including carbon oxidation , nitrification and denitrification and other 8 kinds of reactions ; contains heterotrophic and self- autotrophic microorganisms, nitrate and ammonia and other 12 kinds of substances andIIIfive stoichiometric coefficients and 14 kinetic parameters . ASMI features and content reflected in four aspects of expression model , effluent quality parameters division, consisting of organic biological solid , stoichiometry and kinetic parameters.KEY WORDS:sewage treatment system,activated sludge,mathematical model, ASMIIV目录1 绪论 (1)1.1 污水处理数学模型的作用 (1)2 污水处理机理 (3)2.1 微生物的生长 (3)2.2 有机物的去除 (4)3 污水处理静态模型 (10)3.1 有机污染物降解动力学模型 (10)3.2 微生物增殖动力学模型 (13)3.3 营养物去除动力学 (16)3.3.1 生物硝化反应动力学 (16)3.3.2 生物反硝化动力学 (19)3.3.3 生物除磷动力学 (21)4 活性污泥数学模型 (22)4.1 活性污泥数学模型概述 (22)4.2 活性污泥1号模型 (23)4.2.1 ASM1简介 (23)4.2.2 模型的理论基础 (23)4.2.3 模型的假设和限定 (24)4.2.4 ASM1的约束条件 (24)4.2.5 ASM1的组分 (25)4.2.6 ASM1的反应过程 (27)4.2.7 ASM1模型中化学计量系数及动力学参数 (28)4.2.8 组分浓度的物料平衡方程 (29)污水处理系统数学模型 11 绪论水是最宝贵的自然资源之一，也是人类赖以生存的必要条件。

矿化垃圾生物反应床处理渗滤液技术研究

收稿日期3作者简介李晓斌(),男,工程师,一直从事环境保护及科研工作矿化垃圾生物反应床处理渗滤液技术研究李晓斌1　蒋　岸2　王玉琦3(　1江苏省徐州市环境保护研究所,徐州　221000;　2江苏省徐州市市政设计院有限公司,徐州　221002;　3中国市政工程西南设计研究院,成都　610081)摘要:实验准好氧型矿化垃圾生物反应床出水水质与配水水力负荷、配水频次及进水浓度的关系及准好氧型二级串连工艺对渗滤液的处理效果。

结果表明,准好氧型矿化垃圾生物反应床在处理渗滤液时配水负荷宜不大于0.026L /(kg 垃圾次),进水CODC r 浓度在10000m g/L 时,其对CODCr 的去除率在82%以上,而对氨氮的去除率可达99.7%以上。

准好氧型二级串连工艺处理渗滤液其出水水质满足G B16889-1997二级排放标准,该工艺氨氮的出水远远低于16889-1997一级排放标准。

关键词:ARBB;矿化垃圾;准好氧;渗滤液中图分类号:X705文献标识码:A 文章编号:1007-0370(2008)04-0085-05THE PENETRASOL TECHN OLO GY RE SEARC H O NM INERAL IZ ED GARBAGE BI OLO GY REACT I O N BED TREATM ENTL I X iaobin 1　J I A N G An 2　WANG Yuqi 3(　1Xu Zhou C ity Envir onm e n ta l P rotection Bu reau,Xu Z hou 221000;　2Xu Zhou city C ivil E ng ineering D esign ing I n stitu te Co,L td.Xu Zhou 221002;　3Sou th W est Institu te of Chinese C ivil En gine ering ,Cheng D ou 610081) Ab stra c t :The effl uent qua lity of second level cha i n pene tra s ol treat ment of quasi -ae robic proce ss type can meet second discharg estandard of G B16889-1997,and the effl uent of N itrogen and Ammonia wa s be l o w the first discha rge standa rd of G B16889-1997.K e y word s:ARBB;m ine ra lized g a rbag e;quasi -ae robic p rocess ;pene tra s ol 矿化垃圾是一种类似于土壤腐殖质的物质,具有松散的结构、较好的水力传导和渗透性能、较好的阳离子交换能力等,而且其中存在着数量庞大、种类繁多,以多阶段降解性微生物为主的微生物,可降解诸如纤维素、半纤维素、多糖和木质素等难降解有机物,是一种性能非常优越的生物介质,完全适合作为一种优良的生物反应器填料或介质,而且有着其他介质(如土壤)所无法比拟的优越性能[1]。

质子交换膜燃料电池机车的优化控制研究

矿山机车等）其产生的废气不可避免会给环境造成污染。因此，现轨道交通领域的节能减，实
排是一个迫切需要解决的重大问题，燃料电池机车（而含燃料电池电动机车和燃料电池混合动力机车）解决该问题的一个重要手段。近年来，料电池机车之所以受到高度重视，因为是燃是与传统电力机车、内燃机车相比，它具有一系列显著优势：燃料电池采用可再生能源（气） ① 氢替代电力和石油，反应产物为水，其没有废气排放，也没有常规电气化铁路的强电磁干扰，因此
作者简介：维荣，，授。陈男教
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２１・
前沿动态
２１００年第２期
有的辨识模型虽然克服了机理模型的复杂性，是建立高维辨识模型需要大量的实验数据且但要求输出变量是可观测的，因此直接增加了建模的成本和难度，不适用于机车用ＰＭＦＥＣ系统
质子交换膜燃料电池机车的优化控制研究
陈维荣（－．ｆ院）电 ‘ ．￣学－ｒｔ－．－
能源危机与环境保护是当前全世界所面临的重要挑战，低碳经济已成为世界各国的重要战略决策。轨道交通是能源消耗的一个大户，电力牵引外，除目前仍有大量轨道机车采用内燃机车（铁路的各种内燃施工作业车、电气化路段的内燃牵引机车、铁的各种检修作业车、如非地

【技术】垃圾渗滤液处理技术之芬顿法！

【技术】垃圾渗滤液处理技术之芬顿法！展开全文垃圾填埋和稳定化过程中，由于厌氧发酵、有机物分解等生多种代谢产物，形成高浓度渗滤液。

垃圾渗滤液水质成分复杂，营养元素失衡，难降解有机物多，含有毒有害物质，传统处理方法难以满足在技术和经济上的处理要求。

Fenton 法反应条件温和、反应高效迅速，近年来在垃圾渗滤液处理研究中得到广泛应用1 Fenton 法特征Fenton 法是利用Fe2+的均相催化作用使强氧化剂H2O2催化分解产生的羟基自由基氧化有机物分子，从而使其降解为小分子有机物或矿化为CO2、H2O 等无机物。

设备简单，条件温和，操作方便，效率高，可提高废水可生化性等优点使其在垃圾渗滤液处理研究中得到广泛应用。

但其缺陷也不容忽视，因此近年来多采用以Fenton 法与其他方法联用处理垃圾渗滤液，这些联用技术弥补了单一Fenton 法的不足，提高了垃圾渗滤液中污染物的降解效果，降低处理成本，具有良好发展前景。

2 Fenton 法与物化法联用2.1 电Fenton 法电Fenton 法是利用电化学方法产生H2O2 和Fe2+作为芬顿试剂的持续来源并产生具有强氧化性羟基自由基，电Fenton 法通过阳极直接氧化、阴极间接氧化和电絮凝沉降等多种作用实现对有机物的降解，近年来备受关注。

祝方[1]等采用电Fenton 法对老龄垃圾渗滤液进行处理，，相应COD 去除率可达71.36%，并发现垃圾渗滤液COD 去除率符合二级动力学标准。

2.2 光Fenton 法光Fenton 法不仅能够提高芬顿试剂的氧化性能，提高其处理效率及对有机物的降解程度，提高H2O2 利用率，还能充分利用太阳能，太阳光结合技术是具有发展前景的新兴处理方法。

潘云霞[2]等研究发现太阳光Fenton 法对垃圾渗滤液COD去除率达86.2%，并确定了其优化条件和反应的表观动力学方程。

可见光和紫外光利用率低，能耗较大，运行成本较高是限制光Fenton 法未来发展的因素，如何实现太阳光的充分利用，紫外光的高效利用是未来研究方向。

生物强化促进餐厨垃圾高温厌氧消化产甲烷性能的研究

第31卷第6期2023年12月环境卫生工程Environmental Sanitation Engineering Vol.31No.6 Dec.2023生物强化促进餐厨垃圾高温厌氧消化产甲烷性能的研究*杜学勋1，史晶晶2，张斯颖2（1.上海老港固废综合开发有限公司，上海200237；2.中国科学院上海高等研究院，上海201210）【摘要】为探究水原脲芽孢杆菌Ureibacillus suwonensis E11的添加量对餐厨垃圾高温（55℃）厌氧消化产甲烷性能的影响，优化生物强化的实验条件，本研究采用5L连续搅拌厌氧反应器，以餐厨垃圾为底物，以长期驯化的高温厌氧污泥为接种物，通过改变微生物添加量（0、5%、10%、15%、20%），对比高温厌氧消化的产甲烷性能，评价强化效果，确定最佳添加剂量，并结合宏基因组数据揭示生物强化的作用机制。

结果表明：与未添加功能微生物的对照组相比，各生物强化组产甲烷量均有明显提高。

最佳的功能微生物添加量为15%，在此条件下，生物强化组（575.14mL/g）比对照组（452.86mL/g）的累积甲烷产量（以VS计）提高27.00%。

生物强化可以在一定程度上提高乙酸的利用效率。

微生物群落结构分析显示生物强化通过提高几种重要水解细菌以及嗜氢产甲烷菌Methanoculleus的相对丰度，来促进餐厨垃圾高温厌氧消化产甲烷。

【关键词】餐厨垃圾；高温厌氧消化；生物强化；宏基因组中图分类号：X799.3文献标识码：A文章编号：1005-8206（2023）06-0046-08DOI：10.19841/ki.hjwsgc.2023.06.008Study on Bioaugmentation to Promote Methanogenic Performance of Thermophilic Anaerobic Digestion of Food Waste DU Xuexun1，SHI Jingjing2，ZHANG Siying2（1.Shanghai Laogang Solid Waste Comprehensive Development Co.Ltd.，Shanghai200237；2.Shanghai Advanced Research Institute，Chinese Academy of Sciences，Shanghai201210）【Abstract】In order to explore the effects of adding Ureibacillus suwonensis E11on the performance of methane production during thermophilic（55℃）anaerobic digestion of food waste，and optimize the experimental conditions for bioaugmentation.A5L continuous stirring anaerobic reactor was used in this study with kitchen waste as substrate long-term acclimated high-temperature anaerobic sludge as inoculum.By changing the microbial addition amount（0，5%，10%，15%，20%），the methanogenic performance of high-temperature anaerobic digestion was compared，the enhancement effect was evaluated，the optimal addition dose was determined，and the mechanism of bioenhancement was revealed by combining metagenomic data.The results showed that compared to the control group without the addition of functional microorganisms，all bioaugmentation groups exhibited a significant increase in methane production.The optimal addition rate of functional microorganisms was15%，and under this condition，the cumulative methane production（measured as VS）in the bioaugmentation group（575.14mL/g）was27.00%higher than that in the control group（452.86mL/g）. Bioaugmentation could improve the utilization efficiency of acetic acid to a certain extent.Analysis of the microbial community structure revealed that bioaugmentation promoted the methane production during thermophilic anaerobic digestion of food waste by increasing the relative abundance of several key hydrolytic bacteria and the hydrogenotrophic methanogen Methanoculleus.【Key words】food waste；thermophilic anaerobic digestion；bioaugmentation；metagenome0引言餐厨垃圾是居民在日常饭后所剩余的各类残渣的总称，也是城市生活垃圾的重要组成部分［1］。

环境废物净化光合菌的筛选及其代谢特性初步研究[设计+开题+综述]

开题报告食品科学与工程环境废物净化光合菌的筛选及其代谢特性初步研究一、选题的背景与意义光合细菌（Photosynthetic Bacteria,简称PSB），是一类能进行光合作用而不产生氧气的特殊生理类群的原核生物的总称，广泛分布在自然界的水田、湖泊、江河、海洋、活性污泥及土壤中。

光合细菌为革兰氏阴性菌，不能产生芽孢，形态多样，主要有球状、杆状、螺旋状和卵圆形。

现在已知的光合细菌共有着色杆菌科、外硫红螺菌科、紫色非硫细菌、绿色硫细菌、多细胞丝状率细菌、螺旋杆菌科、含细菌叶绿素的专性好氧菌等7大群共约50个属，而且不断有新种发现。

在不同的自然条件下，光合细菌表现出不同的生理生化功能，如固氮、固碳、脱氢、硫化物氧化等，在自然界的物质循环中其重要作用。

光合细菌本身无毒，含有丰富的蛋白质、氨基酸、生物必需的维生素、抗病毒活性因子、辅酶Q10以及多种生理活性物质。

这些微生物在其生长过程中能利用许多有机物，并能降解和利用化肥及农药产生的分泌物。

它独特的代谢方式和代谢产物使其能广泛应用于环境污水处理、水产养殖、畜禽养殖和医药等应用领域，具有十分广阔的前景。

随着社会的发展，人们对环境的污染增大，尤其是水环境，各种重金属污染，含氮含磷的有机物使水体富营养化、含硫化合物和亚硝酸盐等污染严重。

而光合细菌在有机废水处理中显示出强力优势，且已被应用于近20种的有机废水的处理，有的已达工业化规模，与传统活性污泥法相比，PSB处理法具有有机质负荷高、设备规模小，动力消耗低，占地面积小、脱氮除磷效果好，耐盐能力强、管理简单，产生的菌体可综合利用，不存在污泥处理问题、前期投资少，见效快等优点。

因此利用PSB处理有机废水越来越受到人们重视。

近年来，养殖业的发展带来了一系列问题，水质环境恶化，养殖病害加剧，消毒剂、化学药剂的大量使用带来的病菌抗药性和药物残留等问题。

PSB以其独特的生化特性和营养功能，在水产养殖、畜禽生产、饲料添加剂等方面被广泛应用。

改良生物炭吸附

法之一 [１５] ꎮ 与其他材料相比ꎬ生物炭具有比表面积
大、表面粗糙多孔和含氧官能团丰富等特点ꎮ 因此ꎬ
以往研究大多集中于生物炭材料对有机污染物的吸
附作用 [１６] ꎮ 但其对有机污染物降解效果和机理的
研究还有待进一步总结ꎮ 随着改性生物炭材料研究
的不断发展ꎬ改良生物炭对有机污染物的吸附 / 降解
能力进一步提升 [１７] ꎮ
因此ꎬ本文在分析生物炭吸附 / 降解水体有机污
染物一般机理的基础上ꎬ重点对生物炭的改性方法
和改良后生物炭吸附 / 降解水体有机污染物的过程
和机理进行分析总结ꎬ并对该研究的方向进行展望ꎮ
１生物炭吸附 / 降解水体有机污染物
的一般机理
未经改性的生物炭对有机污染物的去除主要表
现为吸附作用 [１８] ꎮ 生物炭因其比表面积大、多孔结
同时ꎬ酸碱改性过程中形成的Ｃ￣ＯＨ和Ｃ￣Ｈ官能团
也在化学吸附过程中起着重要作用
[２７]
炭经１ｍｏｌ / Ｌ盐酸处理后比表面积显著增大ꎬ从未改
性的５８７５ｍ / ｇ提高到改性后的８８３５ｍ / ｇꎬ其为目前研究的热
体有机污染物的高效去除ꎬ对保护淡水资源和响应
基金项目:太湖水污染治理专项 ( ＴＨ２０１９２０１) ꎻ江苏省苏州市民生
点 [１] ꎮ 中国水体有机污染物主要来源于印染废水、
作者简介:顾鑫才(１９９９－) ꎬ男ꎬ江苏南通人ꎬ硕士研究生ꎬ主要研究
异构物质分离效果不佳ꎬ高级氧化法可能造成二次
污染
[１１]
ꎻ生物法占地面积大且对水质参数要求较
高ꎮ 因此ꎬ开发具有去除率高、无二次污染和操作简
便的新技术成为研究热点ꎮ
生物炭是由废弃生物质原料( 植物秸秆、动物

准好氧和厌氧填埋陈腐垃圾的稳定化特性

ｑｉａｎ９１，ＨＵＡＮＧＺｅ－ｃｈｕｎ２，ＨＵＡＮＧＯｉ－ｆｅｉ２。
（１．ＬｉｆｅＳｃｉｅｎｃｅｓＣｏｌｌｅｇｅ，ＮｏｒｔｈｗｅｓｔＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅａｎｄＦｏｒｅｓｔｒｙＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｙａｎｇｌｉｎｇ７１２１００，Ｓｈａｎｘｉ。Ｐ．Ｒ．Ｃｈｉｎａ；２．ＣｈｉｎｅｓｅＲｅｓｅａｒｃｈＡｃａｄｅｍｙｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓ，Ｂｅｉｊｉｎｇ１０００１２，Ｐ．Ｒ．Ｃｈｉｎａ；）
收稿日期：２００９—１２—２９
基金项目：中国环境科学研究院中央级公益性科研院所基本业务专项基金（２００７Ｋｙ哪２４）；自然科学基金资助项目（５０９０８２２０）
作者简介：张维（１９８１），女，博士生，主要从事固体废物生物处理方面研究，（Ｅ－ｍａｉｌ）ｚｈａｎｇｗｅｉ＿ｖｉｃｋｙ＠ｓｉｎａ．ｃｏｍ。岳波（联系人），男，助理研究员，中国环境科学研究固体废物污染与控制研究所２０５，（Ｅ－ｍａｉｌ）ｙｕｅｂｏ＠ｃｒａｅｓ．
垃圾的组分变化是反映填埋场稳定化的重要指标之一，国内外学者广泛开展了垃圾降解特性的研究［４。］。王罗春等［８］研究指出，ＢＤＭ含量变化可以较好地反映垃圾的稳定化进程。贾传兴等ｔ９］也指出，填埋过程中易降解有机物在微生物的作用下矿化为简单的有机物和无机物，而部分难降解有机物则腐殖化形成腐殖质。矿化作用在垃圾降解中占主导，其中ＢＤＭ是垃圾中微生物的主要降解对象，其含量高低可以判定填埋场的稳定化进程。赵由才等【ｌ叫研究了陈腐垃圾有机质和ＢＤＭ含量与填埋时
１材料与方法
１．１样品采集与保存试验于２００３年ｌＯ月在江西省九江市城市生活
垃圾填埋场开展，供试生活垃圾的组成如表１。填埋试验规模为２１×３．８Ｘ６．０ｍ，分为４个填埋处理（表２），每个填埋处理填埋垃圾量为２５０ｔ，垃圾填埋容重约为０．５２×１０３ｋｇ／ｍ３。

实验报告好氧堆肥

固体废物处理处置工程实验表
实验名称
固体废物的好氧堆肥实验
实验目的
1、掌握垃圾好氧堆肥的基本流程
2、掌握堆肥影响因素在实际操作过程的控制方法
实验内容设计
实验原理（一）堆肥化的定义与分类
堆肥化(Composting)是在控制条件下，使来源于生物的有机废物发生生物稳定作用的过程。具体讲就是依靠自然界广泛分布的细菌、放线菌、真菌等微生物，在一定的人工条件下，有控制地促进可被生物降解的有机物向稳定的腐殖质转化的生物化学过程，其实质是一种发酵过程。
③城市生活垃圾和污泥混合堆肥。通常污泥作调理剂，一般原污泥中含有较高的挥发性物质（指单位干重固体在马福炉中550℃灼烧损失的部分），直接堆肥较好。
2、堆肥过程的C/N比控制
作用：保证成品堆肥中一定的碳氮比(一般为10～20:1)和堆肥中使分解速度有序地进行。
（1）适宜的C/N比范围：25~35:1时发酵过程最快。过低(＜20:1)，微生物的繁殖会因能量不足受到抑制，导致分解缓慢且不彻底；另外，由于可供消耗的碳素少，氮素相对过剩，将变成氨气挥发，降低肥效。过高(＞40:1)，则堆肥施入土壤后，将会发生夺取土壤中氮素的现象，产生“氮饥饿”状态，对作物生长产生不良影响。
②细胞质的合成（包括有机物的氧化以NH3为氮源）。
n(CxHyOz)+NH3+(nx+ny/4-nz/2-5x)O2→ C5H7NO2(细胞质)+(nx-5) CO2+1/2(ny-4)H2O+能量
③细胞质的氧化
C5H7NO2(细胞质)+5O2→ 5CO2+2H2O+ NH3+能量
4、堆肥微生物
(1)来源和作用：有机废物里面固有的；人工加入的特殊菌种。在一定条件下对某些有机物废物具有较强的分解能力，活性强、繁殖快、分解力强，能加速反应进程，缩短反应时间。

紫外辐射H2O2与PMS氧化准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水

体系过程有机物降解有抑制作用并且对 2 体系的抑制尤为显著.在最优条件下(初始 pH 值为 3,氧化剂投量为 0.084mol/L),UV-H2O2 与 UV-PMS
体系处理后出水 COD 去除率分别达到了 72.09%和 56.22%.另外,UV-H2O2 体系中主要活性氧物种是羟基自由基,而 UV-PMS 体系中主要是由羟基自由
水(UV-H2O2)和紫外辐射过一硫酸盐(UV-PMS)体系对有机污染物的降解相比于单独体系效果显著.初始 pH 值和氧化剂投加量能够显著影响 2 种体系
的降解效能,增加氧化剂投加量能够一定程度提高 2 种体系对渗滤液尾水中有机物的去除;2 种体系均在酸性条件下效果较好,初始 pH 值的升高对 2 种
基和硫酸根自由基的共同作用.紫外-可见光谱与三维荧光光谱表明两体系中均能降解渗滤液尾水中难降解芳香类有机物质,并且 UV-PMS 较
UV-H2O2 体系对腐殖质的反应速率更快,但是两种体系对渗滤液尾水中腐殖质的降解途径存在显著差异.研究结果可为光化学氧化处理垃圾渗滤液中
难降解有机物提供参考.
关键词：紫外-过氧化氢；紫外-过一硫酸盐(UV-PMS)；准好氧矿化垃圾床；垃圾渗滤液；自由基
中国环境科学 2019,39(9)：3744~3753
China Environmental Science
紫外辐射 H2O2 与 PMS 氧化准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水
冯梅,陈炜鸣,潘旭秦,李启彬 1*,刘丹 (西南交通大学地球科学与环境工程学院,四川成都 611756)
摘要：采用紫外(UV)活化双氧水(H2O2)和过一硫酸盐(PMS)产生活性氧物种降解准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中有机污染物.结果表明,紫外辐射双氧
中图分类号：X703.1

采煤塌陷湿地水质与富营养化评价

作者简介徐力力（1999—），男，江苏苏州人，硕士研究生，从事水环境科学研究。

通信作者肖昕（1972—），女，湖南株洲人，博士，副教授，从事生物地球化学、矿区生态监测研究。

收稿日期2023-12-29采煤塌陷湿地水质与富营养化评价徐力力1，2肖昕1，2韩宝周3刘庆峰2肖雨2成阳2（1江苏贾汪资源枯竭矿区土地修复与生态演替教育部野外科学观测研究站，江苏徐州221011；2中国矿业大学环境与测绘学院，江苏徐州221116；3徐州潘安湖湿地公园，江苏徐州221137）摘要PAH 湿地公园作为采煤沉陷区生态修复而设计的生态湿地公园，其修复后的湖泊水质情况备受关注。

本研究于2023年10月在PAH 北湖布置13个采样点，研究分析了氧化还原电位、水温、pH 、溶解氧、电导率、透明度、五日生化需氧量、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮、总氮、氨氮、总磷、叶绿素、化学需氧量和高锰酸盐指数共15项指标，对其水质和富营养化进行评价。

结果表明，北湖内梅罗污染指数均值为0.86，其水质处于清洁状态。

综合营养水平指数均值为59.98，北湖水体整体上处于轻度富营养化和中度富营养化的临界状态，北湖部分理化指标呈明显空间异质性。

关键词水质评价；富营养化评价；综合污染水平指数中图分类号X5文献标识码A文章编号1007-7731（2024）06-0062-07Evaluation of water quality and eutrophication of coal mining subsidence wetlandsXU Lili 1,2XIAO Xin 1,2HAN Baozhou 3LIU Qingfeng 2XIAO Yu 2CHENG Yang 2（1Jiangsu Jiawang Resource Depletion Mining Area Land Restoration and Ecological Succession Field ScientificObservation Station of the Ministry of Education,Xuzhou 221011,China;2School of Environment and Surveying and Mapping,China University of Mining and Technology,Xuzhou 221116,China;3Xuzhou Pan ,an Lake Wetland Park,Xuzhou 221137,China ）Abstract As the ecological wetland park designed for ecological restoration of coal mining subsidence areas,the water quality of the restored lake in PAH Wetland Park had attracted much attention.Thirteen sampling points were arranged in the north lake of PAH in October 2023in this study,and 15indicators,including redox potential,water temperature,pH,dissolved oxygen,conductivity,transparency,five-day biochemical oxygen demand,nitrite nitrogen,nitrate nitrogen,total nitrogen,ammonia nitrogen,total phosphorus,chlorophyll,chemical oxygen demand,and permanganate index were analyzed ,and the water quality and eutrophication of coal mining subsidence wetland were evaluated.The result showed that the mean value of the Mero pollution index in PAH was 0.86,and its water quality was in a clean state.The mean value of the integrated nutrient level index was 59.98,and the north lake was in the state of mild eutrophication as a whole,and some of the physicochemical indicators of the north lake showed obvious spatial heterogeneity.Keywords water quality evaluation;evaluation of eutrophication;comprehensive pollution level index煤炭开采在促进经济发展的同时，带来了一定的地表沉陷等问题。

生活垃圾填埋场开采再利用碳排放模型及其应用

浙江理工大学学报,第51卷,第2期,2024年3月J o u r n a l o f Z h e j i a n g S c i -T e c h U n i v e r s i t yD O I :10.3969/j.i s s n .1673-3851(n ).2024.02.013收稿日期:2023 09 22 网络出版日期:2023-12-13基金项目:浙江省自然科学基金项目(L Y 21E 080029)作者简介:俞金灵(1999 ),女,浙江诸暨人,硕士研究生,主要从事固体废弃物碳排放方面研究㊂通信作者:徐辉,E -m a i l :x u h u i @z s t u .e d u .c n生活垃圾填埋场开采再利用碳排放模型及其应用俞金灵1,彭明清1,徐辉1,刘文莉2(1.浙江理工大学建筑工程学院,杭州310018;2.台州学院建筑工程学院,浙江台州318000) 摘要:采用碳排放因子法建立了生活垃圾填埋场开采再利用的全生命周期碳排放模型,核算了单位质量填埋垃圾在保持原状㊁开采-材料再回收和开采-能源回收三种场景的碳排放量,分析了开采再利用场景下碳减排主要驱动因素与碳减排量的影响规律,探究了填埋场开采再利用相对于保持原状的碳减排潜力㊂结果表明:开采-材料再回收场景的碳排放量少于开采-能源回收场景;开采-材料再回收场景的碳减排量随塑料回收率的提高而增大,开采-能源回收场景的碳减排量随垃圾衍生燃料热处理量的增加而增大;简易填埋场在开采-材料再回收场景的碳减排潜力最大,达-495k g C O 2e q /t ㊂该研究可为我国垃圾填埋场开采再利用的碳减排潜力评估提供一定的参考依据㊂关键词:城市生活垃圾;单位质量填埋垃圾;填埋场开采再利用;材料和能源回收;碳排放模型;碳减排量中图分类号:X 705文献标志码:A 文章编号:1673-3851(2024)03-0245-10引文格式:俞金灵,彭明清,徐辉,等.生活垃圾填埋场开采再利用碳排放模型及其应用[J ].浙江理工大学学报(自然科学),2024,51(2):245-254.R e f e r e n c e F o r m a t :Y U J i n l i n g ,P E N G M i n g q i n g,X U H u i ,e t a l .A c a r b o n e m i s s i o n m o d e l f o r d o m e s t i c w a s t e l a n d f i l l m i n i n g a n d r e u s e a n d i t s a p p l i c a t i o n s [J ].J o u r n a l o f Z h e j i a n g S c i -T e c h U n i v e r s i t y,2024,51(2):245-254.A c a r b o n e m i s s i o n m o d e l f o r d o m e s t i c w a s t e l a n d f i l lm i n i n g a n d r e u s e a n d i t s a p pl i c a t i o n s Y U J i n l i n g 1,P E N G M i n g q i n g 1,X U H u i 1,L I U W e n l i 2(1.S c h o o l o f C i v i l E n g i n e e r i n g a n d A r c h i t e c t u r e ,Z h e j i a n g S c i -T e c h U n i v e r s i t y ,H a n gz h o u 310018,C h i n a ;2.S c h o o l o f C i v i l E n g i n e e r i n g a n d A r c h i t e c t u r e ,T a i z h o u U n i v e r s i t y,T a i z h o u 318000,C h i n a) A b s t r a c t :A c a r b o n e m i s s i o n m o d e l f o r t h e f u l l l i f e c y c l e o f d o m e s t i c w a s t e l a n d f i l l s w a s c o n s t r u c t e d b yu s i n gt h e c a r b o n e m i s s i o n f a c t o r m e t h o d .T h e c a r b o n e m i s s i o n s o f u n i t m a s s w a s t e w e r e c a l c u l a t e d u n d e r t h r e e s c e n a r i o s :'k e e p d o -n o t h i n g 's c e n a r i o ,'w a s t e t o m a t e r i a l 's c e n a r i o a n d 'w a s t e t o e n e r g y's c e n a r i o .T h i s m o d e l e x p l o r e d t h e p r i m a r y f a c t o r s d r i v i n g ca rb o n e m i s s i o n r e d uc t i o n a nd t he i nf l u e n c e o f c a r b o n e m i s s i o n r e d u c t i o n i n m i n i ng a n d r e u s e s c e n a r i o s ,a n d i n v e s t i ga t e d t h e p o t e n t i a l f o r c a rb o n e m i s s i o n r e d uc t i o n t h r o u g h l a nd f i l l m i n i n g a n d re u s e a s c o m p a r e d t o t h e p r e s e r v a t i o n of t h e l a n d f i l l i n 'k e e p do -n o t h i n g's c e n a r i o .T h e a b o v e r e s u l t s s h o w t h a t t h e c a r b o n e m i s s i o n o f t h e 'w a s t e t o m a t e r i a l 's c e n a r i o i s l e s s t h a n t h e 'w a s t e t o e n e r g y's c e n a r i o ;t h e c a r b o n e m i s s i o n r e d u c t i o n i n t h e 'w a s t e t o m a t e r i a l 's c e n a r i o i n c r e a s e s w i t h t h e i n c r e a s e o f t h e p l a s t i c r e c o v e r yr a t e ,a n d t h e c a r b o n e m i s s i o n r e d u c t i o n i n t h e 'w a s t e t o e n e r g y's c e n a r i o i n c r e a s e s w i t h t h e i n c r e a s e o f t h e h e a t t r e a t m e n t a m o u n t o f r e f u s e d e r i v e d f u e l ;t h e c a r b o n e m i s s i o n r e d u c t i o n p o t e n t i a l i n t h e 'w a s t e t o m a t e r i a l 's c e n a r i o o f t h e s i m p l e l a n d f i l l i s t h e b e s t ,u p to -495k g C O 2e q /t .T h e s e c o n c l u s i o n s c a n p r o v i d e c e r t a i n r ef e r e n c e f o r t h e a s s e s s m e n t o f c a r b o n e m i s s i o n r e d u c t i o n p o t e n t i a l o f l a n d f i l l m i n i ng an d r e u s e i n C h i n a .K e y w o r d s:m u n i c i p a l s o l i d w a s t e;p e r u n i t m a s s o f l a n d f i l l w a s t e;l a n d f i l l m i n i n g a n d r e u s e;m a t e r i a l a n d e n e r g y r e c o v e r y;c a r b o n e m i s s i o n m o d e l;c a r b o n e m i s s i o n r e d u c t i o n0引言我国城市生活垃圾(M u n i c i p a l s o l i d w a s t e, M S W)的处置方式以填埋为主[1]㊂截至2020年,在役生活垃圾填埋场数量约6900座,填埋垃圾存量超80亿t[2]㊂城市生活垃圾填埋产生的温室气体是垃圾处理领域碳排放的主要来源[3-4]㊂垃圾填埋场开采再利用是指从填埋场挖掘矿化垃圾并进行资源回收和生态修复[5],具有降碳减排的潜力㊂碳排放模型是用于评估填埋场开采再利用相对于持续填埋情况下的碳减排潜力的重要方式,可定量计算碳排放量并优选填埋场开采再利用路径[6]㊂因此,构建垃圾填埋场开采再利用碳排放模型并以此进行碳减排核算具有重要的科学意义和工程价值㊂垃圾填埋场开采再利用作为一种将填埋资源重新引入材料循环并减少环境负担的技术措施,以往研究主要集中于填埋垃圾的资源化利用技术[7-8]㊂随着人们对温室效应和气候变化的日益关注,研究者们逐渐关注垃圾填埋场开采再利用产生的碳减排潜力㊂C a p p u c c i等[9]构建了填埋场矿化塑料回收再利用的碳排放模型,对塑料再利用全生命周期的碳排放进行了核算,发现原材料生产塑料的碳排放量是矿化塑料回收再利用的4.5倍㊂H u a n g等[10]基于生命周期评价(L i f e c y c l e a s s e s s m e n t,L C A),构建了填埋垃圾可燃材料制备垃圾衍生燃料(R e f u s e d e r i v e d f u e l,R D F)的碳排放模型,发现填埋垃圾仅采用能源回收是增加碳排放的过程㊂以上研究均局限于单一材料回收利用的碳排放量核算,如塑料再生利用㊁可燃材料热处理等,未对填埋场内全部矿化垃圾的回收处置展开碳排放研究㊂J o n e s 等[11]首次提出了强化填埋垃圾开采路径的理念,强调通过优化材料和能源的回收路径来实现填埋场开采再利用项目的最大碳减排㊂S a n k a r等[12]采用L C A构建了填埋场材料和能源回收再利用的碳排放模型,核算发现,在生活填埋垃圾场中的1t垃圾,通过金属回收和可燃材料焚烧发电,可实现0.6 t C O2e q的碳减排㊂D a n t h u r e b a n d a r a等[13]构建了适用于比利时丹顿垃圾填埋场开采再利用项目的碳排放模型,核算了建筑材料二次利用和可燃材料热处理的碳减排量,研究表明填埋场开采再利用存在碳减排潜力㊂以上研究者通过建立垃圾填埋场开采再利用的碳排放模型,核算了垃圾填埋场可回收材料和可燃材料综合利用的碳减排潜力㊂但目前在相关研究中,选择的材料和能源综合利用的方式仍较为单一,塑料和纸张一般归为可燃材料用于能源回收,缺乏对材料与能源多路径利用技术下的碳排放研究㊂本文采用碳排放因子法构建了生活垃圾填埋场开采再利用的全生命周期碳排放模型,通过该模型核算填埋场单位填埋垃圾在保持原状场景('K e e p d o-n o t h i n g's c e n a r i o,K D N S)㊁开采-材料再回收(W a s t e t o m a t e r i a l,W t M)场景和开采-能源回收(W a s t e t o e n e r g y,W t E)场景的碳排放量,以分析生活垃圾填埋场开采再利用场景(L a n d f i l l m i n i n g a n d r e u s e s c e n a r i o,L M R S)主要碳减排影响因素与其碳减排量的影响关系,得到填埋场相对于K D N S场景,采用W t M场景和W t E场景的碳减排量㊂本文建立的碳排放模型可用于核算生活垃圾填埋场低碳化利用技术路径的碳排放量,研究结论可为我国生活垃圾填埋场开采再利用的碳减排路径优选和碳减排潜力评估提供初步参考依据㊂1全生命周期碳排放模型1.1垃圾填埋场场景设立与技术流程概述垃圾填埋场场景设立与技术流程如图1所示㊂根据本文的研究目标和技术实用性,设立了垃圾填埋场K D N S场景和L M R S场景,K D N S场景和L M R S场景皆以填埋垃圾稳定化完成为开始节点㊂1.1.1 K D N S场景生活垃圾填埋场K D N S场景中,填埋垃圾中的有机质通过厌氧食物链的协同作用持续产生C H4㊁C O2等填埋气和渗滤液,填埋气回收发电或排放至大自然,渗滤液采用无害化处理后排放㊂K D N S场景用于评估生活垃圾填埋场L M R S场景的碳减排潜力㊂1.1.2L M R S场景生活垃圾填埋场L M R S场景主要包括渗滤液处理㊁垃圾挖掘粗筛和细筛回收㊁材料加工处理㊁R D F生产与热处理㊁危废物质处置㊁土地回填等过程㊂填埋场垃圾组分主要取决于填埋场类型㊁储存时间㊁降解程度和地理来源[14],按利用途径分为3大类:建筑组分㊁可燃组分和细粒组分[15]㊂卫生填642浙江理工大学学报(自然科学)2024年第51卷图1 垃圾填埋场场景设立与技术流程图埋场(S a n i t a r y l a n d f i l l ,S a L )和简易填埋场(S i m pl e l a n d f i l l ,S i L )矿化垃圾组分占比见表1㊂根据纸张和塑料的最终处置方式,L M R S 场景细分为W t M场景和W t E 场景㊂W t M 场景以材料再回收为主,塑料和纸张加工处理为再生塑料和再生纸张,联合国政府间气候变化专门委员会(I n t e r go v e r n m e n t a l P a n e l o n C l i m a t e C h a n ge ,I P C C )的第四次评估报告[16](A R 4)指出塑料和纸张的回收利用率缺省值为80%~90%㊂W t E 场景以能源回收为主,塑料和纸张用于生产R D F ㊂表1 生活垃圾填埋场矿化垃圾组分占比组分S a L 组分占比/%S i L 组分占比/%易腐垃圾52.5148.03灰土砖石20.6427.01金属1.111.09玻璃2.802.87纸类2.232.23织物2.872.35塑料9.248.01竹木3.024.60混合垃圾4.613.09有害物质0.300.071.2 碳排放模型构建生命周期碳排放核算(L i f e c yc l e c a r b o n a c c o u n t i n g,L C C A )是量化碳排放变化趋势㊁研究碳排放影响因素和设计减排路径的基础㊂全生命周期碳排放模型包括碳排放核算范围和核算方法㊂通过相关文献调研确定K D N S 场景和L M R S 场景各阶段碳排放源范围,并绘制碳排放系统边界图㊂本文构建的碳排放模型采用‘2006年I P C C 国家温室气体清单指南“[17]推荐的碳排放因子法来计算K D N S 场景和L M R S 场景全生命周期各阶段的碳排放量㊂1.2.1 K D N S 场景碳排放模型构建垃圾填埋场K D N S 场景的碳排放系统边界如图2所示㊂S a L 配备较完善的顶部覆盖系统和填埋气收集利用系统[18],一部分填埋气收集发电,减少传统燃料的使用,另一部分泄漏至大气中㊂S i L 一般情况下不配备填埋气收集系统,导致填埋气直接向大气排放㊂此外,S a L 相较S i L 具备更完善的渗滤液处理设备,能最大限度地减少渗滤液的排放㊂由于生活垃圾填埋场达到稳定化后方可开挖,因此K D N S 场景计算填埋垃圾达到稳定化后保持填埋产生的碳排放量㊂即K D N S 场景的总碳排放量等于填埋气排空㊁渗滤液处理和填埋气发电3个阶段的碳排放之和㊂a )填埋气排空碳排放㊂填埋气中的C H 4是生活垃圾填埋场最主要的碳排放来源㊂I P C C 在2019R e fi n e m e n t t o t h e 2006I P C C G u i d e l i n e s f o r N a t i o n a l G r e e n h o u s e G a s I n v e n t o r i e s [19]推荐使用一级衰减动力学模型(F i r s t -o r d e r k i n e t i c ,F O D )估742第2期俞金灵等:生活垃圾填埋场开采再利用碳排放模型及其应用图2 垃圾填埋场K D N S 场景的碳排放系统边界算垃圾填埋场C H 4排放量㊂因此本文结合F O D 模型和甲烷全球变暖潜势建立生活垃圾填埋场填埋气排空的碳排放量计算公式,参数取值来源于中国环境规划研究院㊁C a i 等[2]㊂填埋气排空碳排放量可用式(1)计算:C C H 4=ð4i =1H ˑf i ˑD i ˑD f ˑe-(t -1)ˑk iˑF ˑ1612ˑ(1-R )ˑ(1-O )ˑEF g (1)其中:C C H 4为填埋垃圾填埋气排空碳排放量,t C O 2e q ;t 为垃圾填埋时间,年;H 为C H 4的修正因子;f i 为不同垃圾成分比例,%;i 为不同种类垃圾,i =1表示厨余垃圾,i =2表示纸张,i =3表示织物,i =4表示竹木;D i 为i 类垃圾可降解有机碳比例,%;D f 为分解的D i 比例,%;k i 为C H 4产生速率常数;F 为填埋气体中C H 4比例,50%;R 为C H 4收集率,%;O 为C H 4氧化系数;E F g 为甲烷全球变暖潜势值,28t C O 2e q /t ㊂b)渗滤液处理碳排放㊂渗滤液的排放和处理过程会产生温室气体㊂渗滤液处理碳排放计算公式为C l =T l ˑE F f ,其中:C l 为渗滤液处理排放的碳排放量,t C O 2e q ;T l 为垃圾渗滤液产量,t ;E Ff 为渗滤液处理的碳排放因子,t C O 2e q /t ㊂c)填埋气发电碳排放㊂填埋气发电可替代传统燃料的使用,从而间接产生碳减排㊂通过能源热值转换公式得到单位质量填埋气的发电量,再使用碳排放因子法计算得到填埋气发电基于传统能源发电的碳减排量㊂填埋气发电的碳排放量可用式(2)计算:C r =T C H 4ˑR ˑJ C H 4ˑK ˑ1000ρ㊃a ˑ(E F e 1-E F e 2)(2)其中:C r 为填埋垃圾收集的甲烷发电的碳减排量,t C O 2e q ;T C H 4为填埋垃圾甲烷产量,t ;J C H 4为甲烷热值,M J /m 3;K 为甲烷发电效率,%;ρ为甲烷密度,0.72k g/m 3;a 为能源转换系数,3.6M J /MW h ;E F e 1为甲烷发电的碳排放因子,t C O 2e q /MW h ;E F e 2为燃煤发电的碳排放因子,t C O 2e q /MW h ㊂1.2.2 L M R S 场景碳排放模型构建垃圾填埋场L M R S 场景的碳排放系统边界如图3所示㊂垃圾填埋场通过挖掘筛分将填埋垃圾回收处理成再生产品与R D F ,再生产品生产可减少原材料的开采㊂R D F 热处理可替代传统燃料的使用,本文根据我国热处理厂建设现状和实际需求,将R D F 产品以3ʒ2ʒ5的质量比投放至气化发电厂㊁垃圾焚烧厂和水泥厂㊂L M R S 场景的总碳排放量等于设备运行㊁物料运输㊁材料再利用㊁能源回收和土壤堆肥5个阶段的碳排放之和㊂a )设备运行碳排放㊂设备运行过程中消耗柴油和电力,产生碳排放㊂设备运行主要包括填埋场渗滤液处理㊁挖掘粗筛㊁细筛回收㊁危废物质处置㊁土地回填㊁R D F 生产过程㊂设备运行的碳排放量可用式(3)计算:C m =T m ˑ(y ˑE F e 3+h ˑE F d )(3)其中:C m 为设备处理物料产生的碳排放量,t C O 2e q ;T m 为物料处理量,t ;y 为设备处理物料的耗电量,MW h ;E F e 3为中国国家电网电能碳排放因子,t C O 2e q /MW h ;h 为设备处理单位质量物料的柴油耗量,t ;E F d 为柴油使用的碳排放因子,t C O 2e q /t ㊂b )物料运输碳排放㊂物料运送过程中柴油消耗产生C O 2排放㊂由于物料运输为单程运输,故在运输过程中,需考虑运输车辆空载对碳排放的影响,空载时的环境负荷是满载时的0.67倍[21]㊂本文忽略由材料状态(如土体松散状态)变化引起的物料质量改变㊂物料运输的碳排放量可用式(4)计算:C h =T h ˑL h ˑE F h1000ˑk(4)其中:C h 为物料运输导致的碳排放量,t C O 2e q ;T h 为物料运输质量,t ;L h 为物料运输距离,k m ;E F h为柴油货运每千米每吨物料的碳排放因子,k g C O 2e q /(t ㊃k m );k 为空载返回系数,1.67㊂842浙江理工大学学报(自然科学)2024年第51卷图3 垃圾填埋场L M R S 场景的碳排放系统边界c)材料再利用碳排放㊂矿化垃圾经筛分处理后可生产再生产品,减少原材料的开采,从而减少碳排放㊂材料再利用的碳排放量可用式(5)计算:C r =T r ˑ(E F m -E F n )(5)其中:C r 为二次材料利用产生的碳排放量,t C O 2e q ;T r 为二次材料质量,t ;E F m 为二次材料再利用的碳排放因子,t C O 2e q /t ;E F n 为原材料初次开采的碳排放因子,t C O 2e q /t ㊂d )能源回收碳排放㊂填埋垃圾中的高热值可燃物为R D F 原料,R D F 热处理产生的能源可减少传统燃料的使用,从而减少碳排放㊂R D F 气化和焚烧发电路径的碳排放量计算公式为C s 1=-T s ˑE F e 2+T r ˑE F r ,其中:C s 1为R D F 发电产生的碳排放量,t C O 2e q ;T s 为R D F 投入质量,t ;T r 为底物处理量,t ;E F r 为底物处理的碳排放因子,t C O 2e q /t ㊂R D F 在水泥窑路径的碳排放量计算公式为C s 2=-T s ˑE F e 2ˑJ R D F /J c ,其中C s 2为R D F 产热产生的碳排放量,t C O 2e q ;J R D F为R D F 热值,20M J /m 3;J c 为煤炭热值,25M J /m3㊂e)土壤堆肥碳排放㊂研究表明土壤类材料堆肥时通过微生物作用,可将有机废弃物转化为稳定的腐殖质,同时固定有机碳[13]㊂土壤堆肥的碳排放量计算公式为C n =-T n ˑE F p ,其中:C n 为土壤堆肥产生的碳排放量,t C O 2e q ;T n 为土壤堆肥的质量,t ;E F p 为单位质量土壤堆肥的固碳因子,t C O 2e q /t ㊂2 垃圾填埋场场景的碳排放核算及其碳减排分析2.1 垃圾填埋场碳排放核算过程根据相关文献和统计资料绘制碳排放因子表,如表2所示㊂将碳排放因子和其他参数值代入生活垃圾填埋场K D N S 场景和L M R S 场景生命周期碳排放模型,对单位质量填埋垃圾在K D N S 场景㊁W t M 场景和W t E 场景各个阶段以及整个生命周期的碳排放进行计算,并根据计算结果分析W t M 场景和W t E 场景的主要碳排放和碳减排路径,探究其主要碳减排驱动因素与碳减排量的影响规律,最终确定单位质量填埋垃圾基于K D N S 场景时,其在W t M 场景和W t E 场景的碳减排量㊂2.2 垃圾填埋场碳排放量分析本节讨论了我国单位质量填埋垃圾在K D N S 场景㊁W t M 场景和W t E 场景的总碳排放量㊁主要碳排放和碳减排路径㊂总碳排放量是正值表示该场景为碳排放过程,总碳排放量是负值表示该场景为碳减排过程㊂单位质量M S W 在K D N S 场景的碳排放量如图4(a )所示㊂S i L 和S a L 单位质量填埋垃圾在K D N S 场景的总碳排放量分别为185k g C O 2e q /t 和105k g C O 2e q /t ,表明生活垃圾填埋场在K D N S 场景会增加碳排放㊂单位质量M S W 在W t M 场景942第2期俞金灵等:生活垃圾填埋场开采再利用碳排放模型及其应用表2 碳排放因子汇总表因子符号符号含义因子单位因子值E F f 单位质量渗滤液处理的碳排放因子t C O 2e q /t 0.11[22]E F e 1甲烷发电1MW h 的碳排放因子t C O 2e q /MW h 0.39[23]E F e 2燃煤发电1MW h 的碳排放因子t C O 2e q /MW h 0.92[23]E F e 3国家电网发电1MW h 的碳排放因子均值t C O 2e q /MW h 0.58[24-25]E F d 单位质量柴油使用的碳排放因子t C O 2e q /t 3.15[26]E F h 单位质量物料通过重型货车货运1k m 的碳排放因子k g C O 2e q /(t ㊃k m )0.05[27]E F m 1单位质量玻璃二次回收处理的碳排放因子t C O 2e q /t 0.35[28]E F m 2单位质量金属二次回收处理的碳排放因子t C O 2e q /t 0.72~1.53[29-30]E F m 3单位质量塑料二次回收处理的碳排放因子t C O 2e q /t 0.56[10]E F m 4单位质量砂石二次回收处理的碳排放因子k g C O 2e q /t 2.50[10]E F m 5单位质量纸张二次回收处理的碳排放因子t C O 2e q /t 0.66[13]E F n 1单位质量玻璃原材料开采生产的碳排放因子t C O 2e q /t 0.66[28]E F n 2单位质量金属原材料开采生产的碳排放因子t C O 2e q /t 2.81~15.80[29-30]E F n 3单位质量塑料原材料开采生产的碳排放因子t C O 2e q /t 3.24[31]E F n 4单位质量砂石原材料开采生产的碳排放因子k g C O 2e q /t 7.76[10]E F n 5单位质量纸张原材料开采生产的碳排放因子t C O 2e q /t 1.82[32]E F r 1单位质量热处理残渣生产水泥的碳排放因子t C O 2e q /t -0.75[33]E F r 2单位质量底灰无害化处理的碳排放因子t C O 2e q /t 0.04[34]E F p单位质量腐殖土堆肥的固碳量t C O 2e q /t -0.05[13]图4 单位质量M S W 在不同场景的碳排放量和W t E 场景的碳排放量如图4(b )所示㊂S i L 和S a L 单位质量填埋垃圾在W t M 场景的总碳排放量分别为-310k g C O 2e q /t 和-354k g C O 2e q /t ,其在W t E 场景的总碳排放量分别为-194k g C O 2e q /t 和-220k g C O 2e q /t ,表明垃圾填埋场在W t M 场景和W t E 场景均可实现碳减排,其中W t M 场景的碳减排潜力是W t E 场景的1.6倍㊂单位质量M S W 在填埋场L M R S 场景的碳排放路径的碳排放量如表3所示㊂从表3可以发现:L M R S 场景的碳排放路径的碳排放量与W t M 场景或W t E 场景的选择影响关系较小,其碳排放量主要取决于填埋场类型㊂S i L 单位质量垃圾在L M R S 场景的碳排放总量高于S a L ,前者是后者的1.2倍;S i L 的主要碳排放为大宗设备的运输,S a L 的主要碳排放为垃圾细筛回收过程㊂单位质量M S W 在填埋场L M R S 场景的碳减排路径的碳减排量如表4所示㊂从表4可以发现:L M R S 场景的碳减排路径的碳减排量与填埋场类型影响关系较小,其碳减排量主要取决于W t M 场景或W t E 场景的选择㊂W t M 场景主要的碳减排方式为塑料再生利用,其碳减排量在碳减排总量中的占比为50%;W t E 场景主要的碳减排方式为R D F 在水泥窑与煤混燃,其碳减排量在碳减排总量中的占比为46%㊂52浙江理工大学学报(自然科学)2024年第51卷表3单位质量M S W在填埋场L M R S场景的碳排放路径的碳排放量k g C O2e q/t场景填埋场设备运行物料运输挖掘粗筛细筛回收土地回填渗滤液处理R D F生产粗筛ң细筛危废ң处理材料ң加工可燃材料ң热处理设备ң场地W t M W t E S i L4.054.570.265.570.700.540.011.330.6021.01 S a L4.054.600.252.230.590270.021.180.513.15 S i L4.054.570.265.571.730.540.010.951.4921.01 S a L4.054.600.252.231.740270.020.761.503.15表4单位质量M S W在填埋场L M R S场景的碳减排路径的碳减排量k g C O2e q/t场景填埋场材料再利用能源回收再生金属再生塑料再生玻璃再生砂石再生纸张气化发电焚烧发电水泥窑助燃土壤堆肥W t M W t E S i L-79.09-171.77-7.12-1.14-19.27-5.35-2.83-43.32-18.91 S a L-80.64-198.16-7.12-0.87-19.24-4.54-2.40-36.77-20.68 S i L-79.090.00-7.12-1.140.00-13.23-7.00-107.23-18.91 S a L-80.640.00-7.12-0.870.00-13.27-7.00-108.34-20.682.3L M R S场景碳减排影响因素分析从垃圾填埋场碳排放量的分析可知,W t M场景和W t E场景的最大碳减排影响因素分别为塑料再生和R D F热处理,因此本文对塑料利用率㊁R D F热值㊁R D F利用率等影响因素进行分析㊂S i L和S a L 中再生塑料㊁R D F热处理的碳减排量占总碳排放量的比例相近,故本文以S a L作为研究对象,其碳排放量随碳减排影响因素的变化规律同样适用于S i L㊂单位质量M S W采用W t M场景时碳排放量随塑料回收率的变化关系如图5所示,其中R1表示再生塑料碳减排量占W t M场景总碳排放量的比例㊂在S a L中,当塑料利用率从80%提高至90%, W t M场景的再生塑料碳减排量在总碳排放量中的占比将从55%变化至71%;当塑料利用率从80%降低至70%,再生塑料碳减排量在总碳排放量中的占比将从55%变化至34%㊂这表明生活垃圾填埋场在W t M场景时,其碳减排量随塑料利用率增大而增大㊂单位质量M S W采用W t E场景时碳排放量随R D F热值的变化关系如图6(a)所示㊂R2表示R D F水泥窑热处理产生的碳减排量占W t E场景总排放量的比例㊂当R D F热值从20M J提高至25M J,R D F水泥窑热处理的碳减排量在W t E场景总碳排放量中的占比从50%变化至78%;当R D F热值从20M J降低至15M J,R D F水泥窑热处理的碳减排量在总碳排放量中的占比从50%变化至18%㊂结果表明提高R D F的热值增大了R D F在水泥窑产热的碳减排量㊂单位质量M S W 采用W t E场景时碳排放量随R D F利用率的变化图5单位质量M S W采用W t M场景碳排放量随塑料回收率的变化关系曲线关系如图6(b)所示㊂R3表示再生能源回收的碳减排量占W t E场景总碳排放量的比例㊂当R D F 利用率从80%提高至90%,R D F热处理产生的碳减排量在W t E场景总碳排放量中的占比从55%变化至71%;当R D F利用率从80%降低至70%,R D F热处理产生的碳减排量在总碳排放量中的占比从55%变化至38%㊂这表明R D F热处理技术产生的碳减排量随R D F利用率的增加而增大㊂2.4L M R S场景的碳减排量分析本文采用W t M场景和W t E场景的碳减排量,核算了我国生活垃圾填埋场相对于K D N S场景㊂单位质量M S W采用W t M场景或W t E场景的碳减排量如图7所示,图中计算公式用于核算W t M场景和W t E场景的碳减排量,其中:C为垃圾填埋场在W t M场景或W t E场景的碳减排量,P为填埋垃152第2期俞金灵等:生活垃圾填埋场开采再利用碳排放模型及其应用图6 单位质量M S W 采用W t E 场景碳排放量随R D F 的变化关系曲线图7 单位质量M S W 采用W t M 场景或W t E 场景的碳减排量圾采用K D N S 场景的量在填埋垃圾总量的比例,1-P 为填埋垃圾采用W t M 场景或W t E 场景的量在填埋垃圾总量的比例,C E 为填埋垃圾在W t M 场景或W t E 场景的总碳排放量,C K 为填埋垃圾K D N S 场景的总碳排放量㊂由图7可知,当填埋场单位质量垃圾全部采用W t M 场景时,其碳减排量达到最大,为-459~-495k g C O 2e q /t ㊂垃圾填埋场碳中和表现为其在W t M 场景或W t E 场景的碳减排恰好抵消其在K D N S 场景的碳排放,即填埋垃圾采用W t M 场景的量占填埋垃圾总量中的比例为19%~27%,或其采用W t E 场景的量占填埋垃圾总量中的比例为24%~33%,此时垃圾填埋场处于碳中和状态㊂3 结论本文采用碳排放因子法构建了生活垃圾填埋场开采再利用的全生命周期碳排放模型,通过该模型核算和对比了单位质量生活填埋垃圾在K D N S 场景㊁W t M 场景和W t E 场景的碳排放量,分析了W t M 场景和W t E 场景碳排放的主要驱动因素与碳排放量的变化规律,评估了单位质量生活填埋垃圾在W t M 场景和W t E 场景的碳减排潜力㊂所得主要结论如下:a )生活垃圾填埋场单位质量垃圾采用W t M 场景的碳排放量低于W t E 场景,前者的碳减排潜力是后者的1.6倍㊂b )提高塑料回收率将显著提升W t M 场景的碳减排总量,提高R D F 热处理量(R D F 热值和利用率)有助于增加W t E 场景的碳减排总量,其中R D F 热值变化对W t E 场景的碳减排影响大于R D F 利用率变化对其碳减排影响㊂c )在填埋场K D N S 场景基准下,W t M 场景或W t E 场景将直接影响生活垃圾填埋场L M R S 场景的总碳减排量,另外垃圾填埋场类型也会影响总碳减排量㊂仅从碳减排潜力考虑,S i L 单位质量垃圾在W t M 场景的碳减排潜力最佳㊂d)减少垃圾填埋场生命周期碳排放的有效措施包括:加快垃圾稳定化,提前开展垃圾填埋场的开采;提高垃圾填埋场甲烷收集利用率,减少填埋气泄漏;提高垃圾再生利用技术和R D F热处理技术,降低处理过程中二氧化碳等温室气体排放㊂本文构建了生活垃圾填埋场开采再利用的全生命周期碳排放模型,可用于定量核算填埋场材料与能源多路径利用技术下的碳排放量㊂本文可为填埋场开采再利用路径的优选提供思路,也可为我国生活垃圾填埋场开采再利用的碳减排潜力评估提供参考㊂252浙江理工大学学报(自然科学)2024年第51卷参考文献:[1]肖电坤.垃圾填埋场好氧降解稳定化模型及其应用[D].杭州:浙江大学,2023:3.[2]国家统计局.2020年城乡建设统计年鉴[M].北京:中国统计出版社,2021:53-60.[3]郭含文,徐海云,聂小琴,等.我国城乡生活垃圾处理温室气体排放清单研究[J].环境工程,2023,41(S2): 286-290.[4]仲璐,胡洋,王璐.城市生活垃圾的温室气体排放计算及减排思考[J].环境卫生工程,2019,27(5):45-48.[5]H o g l a n d W.R e m e d i a t i o n o f a n o l d l a n d s f i l l s i t e:S o i la n a l y s i s,l e a c h a t e q u a l i t y a n d g a s p r o d u c t i o n[J].E n v i r o n m e n t a l S c i e n c e a n d P o l l u t i o n R e s e a r c 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生活垃圾卫生填埋场渗滤液处理技术ppt课件

随着填埋时间的增加，SO42-和Cl-的浓度都减小。Zn和Fe浓度先升高后降低，由于溶液pH值严重影响了Zn、Fe等金属的溶解度，因此这间接反映了在填埋场的稳定化过程中，pH值先降低后升高的趋势。
❖ 对于渗滤液处理过程的重要制约因素，N的变化形式研究也较多。在垃圾好氧降解阶段、兼性厌氧降解阶段和完全厌氧降解初期，渗滤液中的氮主要以氨氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮和多种有机氮的形式存在，各种形式的氮在微生物作用下相互转化。在垃圾完全厌氧降解后期，渗滤液中的氮主要是氨氮
200～5000 5～240 0.5～20
400～3000 0.5～70 0.01～6.1
项目变化范围Fe来自10～600Cu 0.1～1.43
Pb 0.05～12.3 Zn 0.2～13.48 Ca 200～4500
Cr 0.01～2.61 Hg 0～0.032 As 0.01～0.5
Cd
0～0.13
（6）总溶解性固体含量高其浓度在0.5～2.5a能达到10000mg/L以上，同时含有高浓度的Na+、K+、C1-、SO42-等无机类溶解性盐，随着填埋时间的增加，这些无机盐的浓度将逐渐下降，直至最终稳定。
2、渗滤液的研究现状
我国渗滤液的处理现状
❖ 虽然随着我国经济建设的发展，很多地方都建设了不同类型的填埋场，城市生活垃圾的处理走向了一个规范化的道路，但据中国城市建设研究院对全国292家大中型填埋场的调查显示：现有填埋场中，具有渗滤液处理系统的占 61%，其中49%的填埋场进行了渗滤液处理，但没有达到国家的相关排放标准，剩余的12%填埋场进行了处理，出水达到纳管标准。渗滤液的低处理率即有认识问题，也有技术经济问题，而后者往往占主要作用。应该说，符合 “高效、低耗”（cost effective）处理标准的渗滤液处理工艺的成功研发，是解决我国渗滤液问题的关键所在。

固定化微生物原位修复黑臭水体底泥的应用研究

固定化微生物原位修复黑臭水体底泥的应用研究随着经济的快速发展和城市化进程的加速,我国大多数河道出现了不同程度的黑臭现象,严重影响了居民的生活,制约了社会发展,日益成为人们关注的焦点和热点。

底泥是河道中污染物的“汇”与“源”,是河道水体黑臭主要原因之一,因此,底泥修复是解决水体黑臭问题的关键。

本论文以扬州市黑臭河道水体修复示范工程研究为依托,系统开展了优势微生物选择、微生物固化载体选择、固定化微生物原位修复黑臭河道底泥效果等研究,并利用实验室试验成果进行了实际应用。

论文主要成果有:(1)从本地典型黑臭河道底泥中分别筛选出了 10株优势光合细菌(编号为G1～G10)和9株优势反硝化细菌(编号为F1～F9)。

实验室试验结果显示G3菌株对黑臭水体的净化效果最好;F8菌株的对筛选培养基中的硝态氮和总氮降解效果最好。

因此,选择G3菌株和F8菌株为底泥土著微生物的优势菌。

(2)选择沸石和活性炭作为微生物载体并进行了性能分析。

试验结果表明:1)载体在400℃温度时均体现出良好的活化效果;2)等温吸附试验表明,载体均具有良好的吸附氨氮的能力,且沸石稍优于活性炭;3)活性炭和沸石的亚甲基蓝吸附值为分别102.56mg/g和26.82mg/g,说明活性炭具有比沸石更大的吸附量;4)载体对反硝化细菌的最大吸附量为2.39X 107cfu/g,对光合细菌的最大吸附量为1.53×106cfu/g,两种载体均展现了良好的微生物菌液吸附能力。

(3)将活化好的沸石和活性炭各20g分别投入光合细菌菌液和反硝化细菌菌液进行微量曝气固定化48h,电镜扫描结果显示,光合细菌-沸石组(GF组)、光合细菌-活性炭组(GH 组)、反硝化细菌-沸石组(FF组)、反硝化细菌-活性炭组(FH组)光合细菌和反硝化细菌在载体上附着生长效果较好,微生物固化成功。

(4)采用固化微生物的载体进行实验室条件下模拟修复实验,试验装置共5组,分别为空白组(对照组)、GF组、GH组、FF组和FH组。

食用菌培养基废料取代商品有机肥茶园对比试验

第1期（总第409期）2024年1月农业技术与装备AGRICULTURAL TECHNOLOGY &EQUIPMENTNo.1食用菌培养基废料取代商品有机肥茶园对比试验桂南阳1，汪琪2，殷辰晨3，吴传海3，王云生2（1.石台县大演乡农业技术综合服务站，安徽石台245100；2.安徽农业大学生命科学学院，安徽合肥236400；3.石台县茶产业发展中心，安徽石台245100）摘要茶园长期偏施化肥容易引起土壤板结，导致茶叶产量品质双双下降，将袋料黑木耳培养基废料作基肥有机肥施入茶园后，效果良好。

为对茶园推行新的施肥方式提供理论依据，试验比较了木耳培养基废料取代商品有机肥对茶园产量、肥力及茶叶品质的影响。

结果显示：茶园采用“食用菌基废料+复合肥+尿素”的施肥方式效果较好，其产量和品质略高于“商品有机肥+复合肥+尿素”施肥方式，显著优于无机化肥施肥方式（常规施肥方式）；通过适当的食用菌基废料腐熟还田，可显著提高土壤的有机质含量，有效提升茶园土壤的微环境。

关键词茶园；食用菌培养基废料；有机肥；对比试验中图分类号S38；S571.1文献标志码Adoi:10.3969/j.issn.1673-887X.2024.01.010Comparative Experiment of Edible Fungus Culture-medium Waste Replacing CommercialOrganic Fertilizer in tea GardenGui Nanyang 1,Wang Qi 2,Yin Chenchen 3,Wu Chuanhai 3,Wang Yunsheng 2(1.Dayan Agricultural Technology Comprehensive Service Station of Shitai County,Shitai 245100,Anhui,China;2.College of Life Sciences,Anhui Agricultural University,Hefei 236400,Anhui,China;3.Shitai Tea Industry Development Center,Shitai 245100,Anhui,China)Abstract ：Long-term application of chemical fertilizer in tea gardens is easy to cause soil compaction,which leads to the decrease of both tea yield and quality.The effect is good when black fungus culture-medium waste is used as base fertilizer.In order to provide a theoretical basis for the implementation of new fertilization methods in tea gardens,the effects of replacing commercial organic fertil ‐izer with fungus culture-medium waste on yield,fertility and tea quality of tea gardens were compared.The results showed:The ap ‐plication of "edible bacteria-based waste +compound fertilizer +urea"in tea gardens had better effect,and its yield and quality were slightly higher than that of "commercial organic fertilizer +compound fertilizer +urea",and significantly better than that of inorgan ‐ic fertilizer (conventional fertilizer).The organic matter content of the soil can be significantly increased and the microenvironment of the soil of tea garden can be effectively improved by proper decomposition of the edible bacteria-based waste to the field.Key words ：tea garden;edible mushroom culture-medium waste;organic fertilizer;contrast test茶叶是皖南山区的特色支柱产业，对带动地方经济发展、助力乡村振兴具有重要作用。

垃圾渗滤液ppt课件

李兵研究发现，渗滤液回灌好氧填埋垃圾体，不仅使有机物迅速降解，垃圾体快速稳定，而且所产生的渗滤液COD可达二级排放标准，BOD和氨氮均可达一级排放标准，不需要或稍作处理后即可排放。
李轶伦对新鲜垃圾产生的渗滤液进行好氧和厌氧两种条件下的循环回灌试验表明，好氧情况较厌氧情况的渗滤液COD和凯氏氮浓度下降较快，渗滤液产生量少；随着水力负荷的增大，厌氧柱渗滤液的凯氏氮和COD去除率均逐渐下降，好氧柱则变化不大。
刘海春等采用新鲜垃圾作生物反应器填埋场采用已填埋一年的垃圾分别设置产甲烷生物反应器和硝化反应器构建渗滤液回灌型生物反应器填埋场系统和脱氮型生物反应器填埋场系统通过实验室动态模拟试验研究结果表明后者对有机物和氮的去除效果远远好于前者达到了将填埋垃圾和渗滤液在同一系统得到同时处理的预期目标
LOGO 演讲：卜凡阳
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国内外处理现状
土地处理法
土地处理法，即在人工控制条件下通过土地-植物系统物理、生物和化学的综合反应进行处理的方法。
生物处理
当渗滤液的BOD5 /COD值大于0.3时，表明渗滤液的可生化性较好，可采用生化法处理。生化处理具有处理效果好、成本低等优点，它是目前应用最广泛的处理方法，也作为主体处理。
曾晓岚. 垃圾渗滤液循环回灌原位处理试验研究[D]. 重庆大学，2007.
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2.优化研究
调节回灌的渗滤液水质
进行生物接种
改善填埋构造及空气状况
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有哪几种措施呢？
调节水质
当垃圾堆体中乙酸菌和产甲烷菌缺乏时，渗滤液回灌会导致 VFAs的积累，并对甲烷化过程产生抑制。研究表明，对渗滤液pH 进行调节后再回灌，则有利于建立厌氧降解环境，加快进入甲烷化过程，消除VFAs积累现象。

固体废物的处理方法

合肥学院旅游系实习报告学号：0914021045姓名：尤超实习时间：2011年11月23号实习地点：合肥市吴山固体废弃物处置有限公司实习内容：参观学习吴山固体废弃物处置有限公司的固体废弃物处理的过程及方法。

2011年11月23日，我们09资环的全体同学在茆老师的带领下去了合肥市吴山固体废物处置有限公司参观学习。

期间我们了解了很多关于固体废物处置的知识，，回来之后，通过网上搜索相关资料，细致全面的学习一下固体废弃物的处理方法。

固体废物处理指通过物理、化学、生物等不同方法，使固体废物适于运输、贮存、资源化利用，以及最终处置的过程。

固体废物的物理处理法包括破碎、分选、沉淀、过滤、离心分离等处理方式；化学处理包括热解、固化等处理方式；生物处理包括厌氧发酵、堆肥处理等方式。

固体废物处置是指固废的最终处理，目的在于给予固体废物一个最终的归宿。

例如：焚烧、综合利用、卫生填埋、安全填埋等。

一、固体废物的处理方法1、物理处理法1.1固体废物破碎固体废物的最大特点是体积庞大，成分复杂且不均匀，因此为达到固体废物的减量化，资源化和无害化的目的，对固体废物进行破碎处理显得极为重要。

破碎是通过人力或机械等外力的作用，破坏物体内部的凝聚力和分子问作用力而使物体破裂变碎的操作过程。

若再进一步的加工，将小块固体废物颗粒分裂成细粉状的过程称之为磨碎。

破碎是固体废物处理技术中最常用的预处理工艺。

（1）1.2固体废物的分选固体废物的分选简称废物分选，是废物处理的一个操作单元，其目的是将废物中可回收利用的或对后续处理与处置有害的成分分选出来。

废物分选是根据废物物料的性质如分选物料的粒度，密度，电性，磁性，光电性，摩擦性，弹性以及表面润湿性的差异来进行分离；分选方法包括筛分，重力分选，磁选，电选，光电选，浮选，及最简单最原始的人工分选。

2、化学处理法2.1固体废物的热解热解是利用有机物的热不稳定性，在无氧或缺氧条件下对之进行加热蒸馏，使有机物产生热裂解，生成小分子物质(燃料气、燃料油)和固体残渣的不可逆的过程。

甲壳生物质修复废弃煤矿酸性矿坑水研究进展

甲壳生物质修复废弃煤矿酸性矿坑水研究进展贾郁菲;陈宏坪;张文影;艾雨露;陈梦舫【期刊名称】《环境保护科学》【年(卷),期】2024(50)2【摘要】废弃高硫煤矿酸性矿坑水(Acid mine drainage,AMD)污染是我国生态文明建设面临的重大挑战。

研发低成本、可持续环境功能材料对AMD进行绿色低碳修复已成为重大科技需求。

甲壳生物质富含碳酸钙、甲壳素和蛋白质,且来源广泛,利用率低。

利用甲壳生物质制备修复材料治理AMD体现了“以废治废”的理念。

文章综述了虾蟹壳作为修复材料治理AMD的研究现状,结果表明:虾壳既可作为碱性材料中和AMD的酸度,也可作为有机基质促进微生物的代谢活性。

此外,虾壳提取物甲壳素及其衍生物壳聚糖具有丰富的羟基、氨基等官能团,可与AMD中重金属离子形成配位络合物。

虾壳是具有应用前景的废弃煤矿AMD多功能修复材料。

虾壳中甲壳素的绿色提取技术及其在矿区实际条件下的修复应用将是今后研究的前沿和重点。

【总页数】7页(P1-7)【作者】贾郁菲;陈宏坪;张文影;艾雨露;陈梦舫【作者单位】中国科学院南京土壤研究所土壤与农业可持续发展全国重点实验室;中国科学院大学【正文语种】中文【中图分类】X752【相关文献】1.利用天然排水矿坑生物修复煤矿酸性废水的实验研究2.酸性矿坑废水对流域酸化的影响——以贵州兴仁县典型废弃煤矿区小流域为例3.煤矿酸性矿坑水和矸石氧化淋滤水对地表水体污染现状及防治对策建议4.基于生态修复的矿坑废弃地景观重塑研究——以洛阳市万安山采石矿坑为例5.大型废弃石墨矿坑酸性含氟废水污染治理研究:以山东省莱西市南墅镇岳石矿坑为例因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

MnO2催化O3处理准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中难-中国环境科学

中国环境科学 2018,38(11)：4130~4140 China Environmental Science MnO2催化O3处理准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中难降解有机物邓禺南,陈炜鸣,罗梓尹,崔瑜旗,李启彬*(西南交通大学地球科学与环境工程学院,四川成都 611756)摘要：研究利用MnO2催化O3氧化技术对准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中难降解有机物进行处理.系统研究了臭氧投量、二氧化锰投量和初始pH值对有机物的去除效果和反应动力学.通过UV-Vis和3D-EEM技术对渗滤液尾水中溶解性有机物分子结构在O3/MnO2体系的转化进行了探究,在此基础上,运用XRD、SEM、EDS和XPS对二氧化锰的催化机理进行研究.结果表明:在反应时间为20min,O3投量为18.92mg/min,初始pH值为3时,添加0.2g/L的MnO2能显著提升有机污染物的去除能力,较单独O3作用,其COD、UV254、色度 CN 的去除率分别提升了24.66%、4.95%和12.57%,并且生色团的有机物最易被臭氧氧化降解.紫外-可见光谱和三维荧光显示,O3/MnO2体系能使废水中腐殖质降解,其有机物的芳香性程度、分子量和缩合度均降低,体系对苯环类化合物的降解效率提高,最终,废水的可生化性得到显著提高.与此同时,反应前后MnO2未出现新增价态峰值的变化,Mn()Ⅳ在催化过程中占主导地位,MnO2在O3/MnO2体系中协同机理为MnO2催化O3产生羟基自由基以及MnO2在体系中转化为水合二氧化锰,改变催化剂表面理化性质与有机物形成复合物,以此促进羟基自由基的选择性,从而提升了难降解有机物的去除效果.关键词：O3/MnO2；准好氧矿化垃圾床；紫外-可见光谱；三维荧光光谱；填埋场渗滤液中图分类号：X703.5 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2018)11-4130-11Removal of refractory organics from SAARB treated landfill leachate by O3 /MnO2 process.DENG Yu-nan, CHEN Wei-ming, LUO Zi-yin, CUI Yu-qi, LI Qi-bin* (Geosciences and Environmental Engineering of Southwest Jiaotong University, Chengdu 611765, China). China Environmental Science, 2018,38(11)：4130~4140Abstract：A large number of refractory organics residual in semi-aerobic aged refuse biofilter (SAARB) leachate, ozone/manganese-dioxide (O3/MnO2) process was used to catalytically decompose organics from SAARB treated landfill leachate. Effects of ozone dosage, MnO2 dosage and initial pH on the removal of organic substances and reaction kinetics were investigated. UV-Vis and 3D-EEM tests were applied to investigate the transformation mechanism of recalcitrant organics in O3/MnO2 process. In addition, the phase change of MnO2 before and after reaction and its catalytic mechanism were investigated by SEM, EDS, XRD and XPS. Results showed that when the ozone dosage of 18.92mg/min, initial pH of 3 and reaction time of 20min, compared to the ozone alone treatment, the O3/MnO2 peroxide treatment was significantly improved with 2mg/L MnO2 addition. The removal efficiencies of COD, UV254, and CN by 24.66%, 4.95%, and 12.57%, respectively, and the chromophore was most easily attacked by ozone. UV-Vis spectra and 3D-EEM spectrum were both illustrated that O3/MnO2 process can significantly decrease the aromaticity degree, molecular weight and condensation degree of organic substances in wastewater, which degradation efficiency of benzene ring compounds was improved significantly and also greatly proved biodegradability of leachate effluent. Meanwhile, After O3/MnO2 process, MnO2 has not shown the change of the peak value of the new valence state, and Mn() played a dominate role in theⅣcatalytic process. In order to promote the selectivity of hydroxyl radical and the catalytic performance, indicating that the mechanism of O3/MnO2 process was MnO2 catalyzed O3 to generate hydroxyl radicals and transformed into hydrated manganese dioxide, which changed the physicochemical properties of the catalyst surface.Key words：O3/MnO2；semi-aerobic aged refuse biofilter；UV-Vis；3D-EEM；landfill leachate垃圾渗滤液是在垃圾填埋或焚烧处理过程产生,其含有大量的难降解的溶解性有机物(DOM),如憎水性腐殖质,约占DOM的40%~60%(质量分数)[1].根据在不同pH值下不同的溶解度,可将腐殖质分为富里酸(FA)、胡敏酸(HA)和胡敏素(HM);而非腐殖质物质,结构相对较简单,分子量较小,主要包括烃类、氨基酸、脂肪酸、糖类、酚酮类化合物和小分子有机酸等.基于“以废治废”的理念,准好氧矿化垃圾床处理渗滤液因其经济低耗而受到广泛关注[2-3].其采用渗滤液收集管和导气管末端与大气连通的方法,依靠矿化垃圾床内外温差产生的动力,形成“导气-进风”循环,继而通过床内并存的好氧、缺氧和厌氧区域加速体系中污染物的转化和降解[4].相比于传统垃圾渗滤液处理方法(如生物法、反渗透膜收稿日期：2018-04-13基金项目：四川省高校特种废水处理重点实验室开放课题(SWWT2015-4)* 责任作者, 教授, liqb@11期邓禺南等：MnO2催化O3处理准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中难降解有机物 4131法及化学药剂等组合工艺)具有成本低、可操作性强的特点.研究发现,经准好氧矿化垃圾床对渗滤液氨氮去除效率可达98%,连续运行40周后,其垃圾渗滤液的色度和重金属均有较好的去除效果,尤其COD 和总氮的平均去除率分别达到96.61%和95.46%[5],但渗滤液尾水依然存在COD和腐殖质浓度较高且可生化性较差的问题,因此还需对准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水进行后续处理.O3氧化技术因其处理高效,且无污泥产生,已经广泛运用于垃圾渗滤液中难降解有机物的深度氧化环节.为提高臭氧的利用率和氧化能力,O3/H2O2、O3/UV、O3/H2O2/UV等协同氧化技术发展较快,在一定条件下,对垃圾渗滤液的色度CN、腐殖质和COD的去除率可高达95%、78%、85%[6].工程应用上考虑到催化剂的可重复性以及分离成本,非均相催化剂相比于均相催化剂在催化臭氧氧化处理废水技术上有不可替代的作用,如课题组之前的研究认为O3/H2O2在用于废水处理上成本高达30~40元/kg COD[7];锰氧化物是一种环境友好型材料并且在土壤中广泛存在,因其成本低且易得,同时具有多种不同形式的变价氧化物的特点,使得锰基催化剂的研发及其催化O3技术成为了高级氧化领域的新趋势[7].相比之下,锰金属氧化物具有易分离、重复性强、经济效益高的特点.针对锰氧化物在高级氧化中的应用也有诸多报道,如竹湘峰等[8]对MnO x-A催化剂中的MnO x催化机理进行研究,表明MnO x的引入可以明显增加催化剂表面羟基团的密度和活性,从而提高Mn催化剂的催化效率,这也证实了在非均相中锰氧化物存在多种催化路径;其次,Andreozzi等[9]也利用MnO2催化O3化草酸,表明反应机理是催化剂表面形成了“Mn-草酸”的复合物,加速了反应的进程,可以发现锰氧化物在不同废水处理过程中以不同的存在形式进行催化反应.由于众多的研究均是以模拟废水进行探讨,在实际过程中仍然缺乏技术支撑,并且利用准好氧矿化垃圾床联合O3氧化技术处理垃圾渗滤液的研究甚少,而针对老龄垃圾渗滤液中难降解有机物具有较强的化学稳定性,还能特异性猝灭羟基自由基的特点,尤其缺乏催化O3降解垃圾渗滤液中难降解有机物的效能和机理的相关报道.鉴于此,构建了MnO2催化O3处理准好氧矿化垃圾床垃圾渗滤液尾水的方法,探究了单独O3和O3/MnO2体系处理尾水的区别,系统研究了O3投量、MnO2投量和初始pH值对有机物COD、腐殖质和色度CN三者去除率的影响;在此基础上,通过UV-Vis和3D-EEM技术分析了渗滤液尾水中DOM在体系降解过程中的分子结构变化;并运用XRD、SEM、EDS和XPS对MnO2表征了其在催化过程中的物相形态和价态的变化;最后,阐述MnO2在O3氧化降解过程中的催化机理及其在协同催化氧化体系中对有机物的降解规律,以期为O3/MnO2处理渗滤液尾水提供技术依据.1 材料与方法1.1 试验用水垃圾渗滤液取自中国西部某大型传统厌氧型填埋场,运营时间为20a,其垃圾渗滤液呈深褐,水质偏碱性,pH值为7.86,COD为5680mg/L.实验所用废水经准好氧矿化垃圾床处理,准好氧矿化垃圾床装置已被多次报道[11],其对氨氮有十分优异的去除性能.渗滤液尾水呈浅棕色,pH值为7.2,COD为715mg/L,由于准好氧矿化垃圾床的微生物作用使得渗滤液尾水的可生化性极差,其水质特征如表1所示.表1准好氧矿化垃圾床预处理后水质情况Table 1 The water quality after semi-aerobic aged refuse biofilter pretreatment the leachate 指标氨氮 pH值 BO D5/CO D CO D(mg/L) 色度CN UV254某填埋场渗滤液/进水 1500~2500 7.86 0.1~0.3 5680 0.7~0.9 1~2准好氧矿化垃圾床/出水 / 7.2 0.04 715 0.2 0.951.2 实验装置实验装置如图1所示.主要由纯氧钢瓶、转子流量计(LZB-3WB)、臭氧发生器(KT-0Z-5G)、自制反应器(反应器尺寸:内径6cm,外径8cm,高度120cm,取样口距离底部2cm,容量规模约2.2L,为有机玻璃材质)、磁力搅拌器和2只KI 尾气吸收瓶组成.4132中国环境科学 38卷图1 实验装置 Fig.1 Experimental setup1.3 仪器和试剂主要仪器:分光光度计(Perkin -Elmer Lambda 950),微波快速 COD 测定仪(APLMD -6型),三维荧光光谱仪(美国,HOR I BA scientific,Aqualog -UV - 800C),分析天平(精度0.0001,BS 124S),酸度计(pHS -3C+).所用试剂无特殊说明的均为分析纯. 1.4 实验过程将2.0L 渗滤液尾水移至自制反应器中,通过稳流阀调节纯氧流量、改变臭氧发生器电流和臭氧浓度分析仪的校正,控制进气流量,该仪器对应臭氧转换量为氧气浓度0.1,0.2,0.3,0.4,0.5L/min,其O 3产生量为9.798,18.92,32.16,43.68,52.65mg/min.分别以O 3投加量、MnO 2投加量和初始pH 值为变量因素,加入预设量的MnO 2,分别在不同的预设时间点,取样10mL 并调节pH 值到10.0,使用0.45 µm 玻璃纤维膜过滤后,取样分析. 1.5 分析方法依照《水和废水监测分析方法(第四版),采用重铬酸钾法测定COD;pH 值采用玻璃电极法测定pH 值(型号为成都方舟pHS -3C+);腐殖质的相对含量采用波长为254nm 处的吸光度值表示(UV 254);色度采用CN 表示[12],如式(1):式中A 436、A 525、A 620分别表示在436,525和620nm 波长时的吸光度值;222436525620436525620++CN=++A A A A A A (1) 1.5.1 动力学拟合分析 COD 、UV 254和CN 与反应时间的动力学拟合采用三次多项式(y=a+bx+ cx 2+cx 3)拟合,该多项式能较好地拟合两类体系中COD 、UV 254和CN 与反应时间的关系(R 2均大于0.9900),采用软件Orgin 9.0进行拟合,取拟合式中b的值作为体系反应20min 过程中的初始反应速率K 0[13];1.5.2 紫外可见光谱分析渗滤液尾水中难降解成分主要通过(型号Perkin -Elmer Lambda 950美国)紫外-可见分光光度计,扫描范围为220~600nm,扫描间隔为1nm.1.5.3 三维荧光光谱分析采用型号HORIBA scientific, Aqualog -UV -800C 的三维荧光光谱仪测定.其中固定激发波长狭缝为5nm,扫描速度500nm/min,激发波长为239~550nm,发射波长250~650nm.1.5.4 XRD 分析二氧化锰催化剂的结构通过型号为北京普析XD -2型的X 射线衍射仪(XRD)测定,其中,测是范围为5~90°,扫描速率为5°/min. 1.5.5 XPS 分析 XPS 采用型号为Thermo -VG250型X 射线光电子能谱仪(XPS)测定.其中,单色Al~Ka (hv=1486.6eV),功率150W,500µm 束斑.1.5.6 SEM -EDS 分析形貌变化采用日本的JSM -5900LV 扫描电子显微(SEM)进行分析,其中电压为20kV ,分辨率为3.0nm. 2 结果与讨论2.1 O 3/MnO 2与单独O 3体系对渗滤液尾水中有机物去除的比较为验证MnO 2催化特性,以COD 和UV 254作为考察指标,对单独O 3体系与O 3/MnO 2体系进行对比研究,如图2单独O 3与O 3/MnO 2氧化降解体系随时间变化情况所示.由图2(a)知,当反应时间由2min 延长至20min 时,O 3/MnO 2体系相比于单独O 3体系对COD 、UV 254的去除率分别提升了24.66%、4.95%.另外,王春雨等[8]认为单独MnO 2对废水中有机质的吸附量极少,并且其在氧气的作用下难以对大分子难降解有机物进行矿化作用.故MnO 2对O 3有较强的催化作用,能够大幅提升O 3的氧化效率.同时,随着反应时间的延长,各实验组出水COD 和UV 254去除率均趋于平缓,这是因为O 3在水中的溶解度很低,对污染物的去除率有一定的上限[14].王兵等[15]也认为O 3在柱式反应器中, O 3溶解饱和后,利用率受到溶解度的限制.另一方面,通过污染物去除速率的动力学拟合11期邓禺南等：MnO 2催化O 3处理准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中难降解有机物 4133结果可知,单独O 3体系与O 3/MnO 2体系的相关系数R 2均较好(R 2>0.9900),COD 和UV 254初始反应速率分别由0.01、0.05大幅上升至0.05、0.08,这也表明O 3/MnO 2体系较单独O 3能大幅提高准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中难降解有机污染物的去除效率,并且反应相对稳定.0 2 4 6 810 12 14 161820C /C 0时间(min)0.000.020.040.060.08不同体系(b)O 3(UV 254) O 3/MnO 2(UV 254)O 3/MnO 2(COD) O 3(COD)K 0图2 O 3/MnO 2体系对有机物去除率随时间变化情况Fig.2 Effect of a single ozone oxidation degradation system over time(a)对COD 、UV 254去除率的影响,(b)初始反应速率2.2 影响因素分析2.2.1 O 3投加量由图3可知,当O 3投量从9.80mg/min 增加至52.65mg/min,反应至20min 时,体系对COD 、UV 254和色度CN 的去除率分别从37.84%、39.68%和58.84%大幅上升至78.88%、58.74%和82.52%,动力学拟合也出现几乎相同的规律.相比之下,色度的去除率最大,这表明O 3在降解体系中对带有显色基团的有机物有较好的去除效果,因为生色团中不饱和键发生了-1,3偶极环加成反应较为剧烈,之后腐殖质再逐渐被氧化分解为小分子有机产物,且腐殖质类废水在O 3化过程中的脱色效果较为显著,这与周少奇等[16]研究结论一致.另一方面,随着反应进行到20min 时,必然会出现O 3化中间产物并逐渐积累,这就导致了O 3/MnO 2体系对3项污染物的去除率基本趋于稳定的状态;另外,袁建梅等[17]还认为过高的O 3投量,会导致反应体系中大量生成的·OH 相互发生复合反应,减弱O 3 /MnO 2的催化氧化能力.因此,一定程度上增加O 3的投量,可推动自由基链式反应,促进O 3分解产生更多的羟基自由基,但过高的O 3投量,会导致羟基自由基被消耗,降低去除速率.故将氧气流量设置为0.2L/min(此时O 3投量为18.92mg/min)作为后续的反应条件.0 2 4 6 8 10 12 14 161820C /C 0时间(min)24681012 14 16 18 20C /C 0时间(min)4134中国环境科学 38卷0 2 4 6 8 10 12 14 161820C /C 0时间(min)0.00.10.20.30.40.552.6543.6832.16 18.929.798(d)K 0O 3投时(mg/min)CN UV 254 COD图3 臭氧投量对O 3/MnO 2体系的影响Fig.3 Ozone dosage on degradation efficiency of O 3/MnO 2 system(a)COD,(b)UV 254,(c)色度CN,(d)对初始反应速率的影响0 2 4 6 8 10 12 14 161820C /C 0时间(min)24681012 14 16 18 20C /C 0时间(min)0 2 4 68 10 12 14 161820C /C 0时间(min)0.10.20.3 0.4 0.5 0.00.10.20.30.40.5(d)K 0MnO 2投量(g/L)CNUV 254 COD图4 二氧化锰投量对O 3/MnO 2体系的影响Fig.4 Effect of MnO 2dosage on degradation efficiency of O 3/MnO 2 system(a)COD,(b)对UV 254,(c)色度CN,(d)对初始反应速率的影响2.2.2 MnO 2投加量 MnO 2投加量对O 3/MnO 2协同氧化体系氧化降解效率随时间变化的影响如图4所示.通过图4(a)可知,当MnO 2投加量从0.1g/L 增加至0.2g/L 时,在反应至20min 时,协同体系对COD 、UV 254、色度CN 的去除率分别提升了13.28%、3.68%、10.64%;MnO 2从0.2g/L 增加至0.5g/L 时,对3项污染物的去除率明显下降.之前的研究认为催化剂的浓度影响催化剂活性位,高浓度的催化剂可提供更多的活性位,但过多的 MnO 2会在一定程度上催化O 3分解成氧气,使O 3浓度降低,进而产生的羟基自由基减少,导致降解率下降[18];另一方面,O 3在MnO 2的作用下发生一系列自由基链反应11期邓禺南等：MnO 2催化O 3处理准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中难降解有机物 4135分解生成大量的·OH,由于·OH 具有很高的氧化电位,当MnO 2的用量超过一定值之后,会继续与OH·反应[8],从而降低了COD 、UV 254以及CN 的去除率.从图4(d)污染物去除速率的动力学拟合结果可知, MnO 2投加量在0.2g/L 时,对COD 、UV 254和CN 的去除速率最大,分别达到68.02%、50.74%和77.57%. 2.2.3 初始pH 值由图5可知,在初始 pH 值为3.0,反应时间为20min 时, COD 、UV 254和色度CN 的去除率分别达到65.00%、91.72%和62.01%.当初始 pH>3.0时,降解效果随初始pH 值的升高而降低,这与郑可等[16]研究O 3/H 2O 2均相O 3氧化体系pH 值越高,越利于羟基自由基的产生机制不同.渗滤液尾水中腐殖质的缓冲性能较强,在酸性条件下,其中COD 降解生成小分子的酸类化合物和二氧化碳被释放,因此反应后pH 值变化不明显;而在碱性环境下,矿化产物二氧化碳以及酸性产物的积累会使体系pH 值降低速率加快.Andreozzi 等[9]研究发现MnO 2催化O 3氧化有机物的本质是在催化剂表面形成了易被氧化的复合物,能够被羟基自由基氧化,且MnO 2仅在酸性介质下表现出较强的催化性,因此随着pH 值的升高,便不利于催化剂表面 “Mn 氧化物-酸”复合物的形成,这会一定程度导致催化剂性能降低,从而使得对有机物的去除效果变差.由图5(d)污染物去除速率的动力学拟合结果可知,在酸性条件下,尤其是pH 值为3时,三者的初始反应速率均较大.0 2 4 6 8 10 12 14 161820C /C 0时间(min)24681012 14 16 18 20C /C 0时间(min)0 2 4 68 10 12 14 161820C /C 0时间(min)0.00.10.20.30.4(d)pH 值358 10K 0CN UV 254 COD图5 初始pH 值对O 3/MnO 2体系的影响Fig.5 Effect of the initial pH on degradation efficiency of O 3/MnO 2 system(a)COD,(b)UV 254,(c)色度CN,(d)对初始反应速率的影响2.3 溶解性有机物在O 3 /MnO 2体系中的去除机理 2.3.1 特征分子结构分析紫外-可见光谱的吸收强度主要与含共轭双键有机物浓度有关,而紫外区的吸收强度与废水芳香性和复杂化程度有关[19],但是由于渗滤液尾水中DOM 种类较多且浓度较高,故没有明显的吸收峰,但在紫外区具有较强的吸收强度.在O 3/MnO 2体系下不同反应时间的尾水的紫外可见光谱如图6所示.4136中国环境科学 38卷240 280 320 360 400吸光度波长(nm)图6 不同反应时间下渗滤液尾水的紫外-可见光谱 Fig.6 UV -Vis spectra of semi -aerobic aged refuse biofilterleachate at different reaction times由图6可知,渗滤液尾水在紫外光区出现了较强的吸收,而在可见光区的吸收强度较低,说明该尾水中腐殖质具有较大的共振能量,芳香性也较高.随着反应时间的延长,出水的吸收强度在整个紫外光区都呈现了逐步下降的趋势[20].在特定波长下,紫外-可见(UV -Vis)的吸光度之比通常可以反映腐殖质的腐殖化程度、团聚及分子量的大小,其中E 254和E 280可以表征渗滤液尾水中有机物的芳香性和疏水性[21].由表2可知,随着反应时间的延长,其吸光度逐渐降低,显示有机物的芳香性和疏水性大幅度降低.而A 239~400(239~400nm 处积分面积)表征苯环类化合物变化,随着反应的持续进行,其A 239~400不断减小,表明O 3对尾水中苯环类化合物有较高的降解效果,而添加一定量的MnO 2后,会提高O 3对这类化合物的降解.一方面, MnO 2的加入可以与溶解性有机物大分子形成复合物,使羟基自由基的选择性增强;另一方面, MnO 2还能通过与体系中水结合形成水合MnO 2,改变其催化剂的理化性质,促进羟基自由基的选择.故MnO 2增大了羟基自由基的利用率,使得腐殖质被破坏,降低了其芳香性.表2 MnO 2/O 3体系中渗滤液尾水特征吸光度变化Table 2 The absorbance of the semi -aerobic aged refuse biofilter leachate of leachate in MnO 2/O 3 system反应时间(min)项目原水2 4 6 8 1015 20E 254 0.5047 0.2537 0.2037 0.1822 0.1568 0.1014 0.0746 0.0534 E 280 0.3983 0.1788 0.1352 0.1131 0.0875 0.0467 0.0263 0.0127 A 239~40018.816 17.816 13.859 12.126 10.069 6.550 5.056 4.0372.3.2 腐殖质结构分析三维荧光光谱根据荧光物质的种类和位置划分为5个区域:芳香类蛋白-(ⅠE x <250nm,E m <330nm)、芳香类蛋白-(ⅡE x < 250nm, 330nm<E m <380nm)、类富里酸-(ⅢE x < 250nm, E m >380nm)、可溶性微生物降解产物-(ⅣE x >250nm,E m <380nm)、类腐殖酸-(ⅤE x > 250nm,E m >380nm)[22].在不同反应时间下尾水的三维荧光谱如图7所示.由图7可知,各区域均有荧光峰出现,各类荧光峰随反应时间的延长呈现出荧光值降低的趋势.由于紫外区类富里酸荧光主要由低分子量、高荧光效率的有机物引起,可见区类富里酸荧光则显示相对稳定、高分子量的芳香性类物质[23-24].首先,Flu2在反应2min 时荧光强度大幅增加,其可能的原因是废水中存在一些固体有机物,在O 3连续曝气的作用下,固体有机物会逐渐溶解导致了荧光强度的大幅提高;第二,Flu1和Flu2随着反应时间的延长,荧光强度逐渐降低,Flu1还发生了蓝移,说明难降解的紫外区类富里酸能较快地被O 3/MnO 2体系氧化降解.这表明腐殖质的分子结构能较快地得以破坏,降低分子的缩合度、芳香度和腐殖化程度[25].另外,由表3可知,原水中具有荧光效应的DOM 相对较多,峰值较大,Ⅲ、Ⅴ区最大荧光峰位置出现在248/451nm 、326/410nm 处,分别代表类富里酸、类腐殖酸;经过O 3/MnO 2体系氧化降解20min 后,出水的Ⅲ、Ⅴ区最大荧光峰位置出现在239/435nm 、320/401nm 处,峰强分别为409.59和259.28,去除率分别为76.67%和70.94%,且废水的可生化性也由进水的0.04大幅提升至0.35,表明O 3/MnO 2体系使渗滤液尾水的分子量和分子缩合度大幅度降低,有机物的腐殖度降低,可生化性得到提高.350EX ?? (nm)E x波长(nm) E x波长(nm)图7 不同反应时间下渗滤液尾水的三维荧光Fig.7 3D-EEM spectrum of of semi-aerobic aged refuse biofilter leachate at different reaction time表3渗滤液尾水的三维荧光特征峰及峰值变化Table 3 3D-EEM fluorescence characteristic peak and peak change of semi-aerobic aged refuse biofilter leachatet(min) F1(E x/E m) 峰值去除率(%) F2(E x/E m) 峰值去除率(%)进水 248/451 1755.97 / 326/410 892.13 /2 239/3911711.26 2.55 326/4121373.41 / 4 242/4471384.37 21.16 326/4051087.72 / 6 239/4541136.51 35.28 326/403 806.84 9.56 8 239/442 932.58 46.89 323/405 608.42 31.80 10 242/435 714.57 59.31 320/391 426.90 52.15 15 239/447 472.11 73.11 335/421 332.36 62.75 20 239/435 409.59 76.67 320/401 259.28 70.942.4 MnO2在体系中的催化机理2.4.1 XRD分析为探讨MnO2的催化性能,采用XRD表征反应前后MnO2的成分和形态变化,XRD 扫描图谱如图8(a)所示.由图8(a)可知,对比其标准峰值线[26],可以发现反应前的5处特征衍射峰分别是21.46°、37.28°、42.68°、56.49°、67.18°,符合MnO2的特征峰值衍射线;反应后XRD图谱中5个特征峰均未发生移位,可以推断催化剂十分稳定,其成分形态并未发生改变.2.4.2SEM和EDS分析为了揭示反应前后材料表面的形貌变化,扫描电镜以及EDS能谱图如图8(b)所示.由图8(b)可知,反应前(b1)的MnO2表面存在很多凹槽,催化剂表面不规则,且无其他杂质堆积;反应后(b2)的MnO2表面出现较大的块状物质,表面凹槽堆积大量一些细碎的物质.结合EDS图谱,选取[0~2keV]段,可知反应前后均富含O、Mn元素,反应后含有少量C、Ca元素.说明在大晶粒中锰氧化物占主要成分,即锰氧化物富集区;选取[2~4keV]4138 中国环境科学 38卷段,可知反应后含S 、Ca 元素,且很微量,说明在晶界区域反应前无杂质,反应后为杂质富集区;选取[6~8keV]段,可知反应前后均仅含Mn 元素,说明在小晶粒中无杂质进入主晶相[27].反应前球状颗粒分部均匀,这主要以锰氧化物为主,并且其富集区在大晶粒中,而反应后表面有块状物质填充,且比较光滑均匀,锰含量由25.45%降低到17.13%,这表明体系中含有的杂质锰化合物参与催化反应时,可能存在MnO 2吸附有机物大分子形成复合物,增加羟基自由基的选择性,加速了氧化降解的速率,导致反应结束后表面吸附的少量有机物络合体,杂质锰化合物溶出.20 30 40 50 6070 80 9037.28 2θ(°)PDF#30-0820-MnO 267.3467.1856.4942.6837.2021.42反应前(a)56.4942.68反应后21.46图8 反应前后的MnO 2的XRD 及扫描电镜图 Fig.8 XRD and SEM of MnO 2before and after the reactiona. XRD 图谱;b. SEM -EDS 图谱2.4.3 XPS 分析图9(a)为反应前后MnO 2材料的XPS 全扫描谱图.可以确定3个典型特征峰,分别为 C1s,O1s 以及 Mn2p,由此可知复合材料主要由O 、C 和Mn 3种元素构成.分析反应前后的峰值图可以发现,反应后C1s 和O1s 的峰值有明显的下降,而Mn2p 的峰值无明显变化.为了更加准确的分析出各元素的存在形态、种类及相对含量,利用XPSPEAK41软件对XPS 全谱图进行分峰处理,由此得到MnO 2材料的O1s 和Mn2p 的分峰图谱如图9所示.由Mn 2p 分峰图9(b)看出,结合能在641.2,642.4和653.2eV 分别对应Mn,Mn()Ⅱ和Mn().Ⅳ由表4可知,反应后Mn()Ⅱ和Mn()Ⅳ峰面积增大,代表含量均增加,而Mn 0峰面积降低了541,表明Mn 把大分子有机物还原成小分子有机物,又由于Mn()Ⅱ峰面积积累量最大达到2706.73,推测Mn 主要转化为了Mn().Ⅱ而通过表4可以发现,反应后Mn()Ⅳ的占比最高达到37.49%,因此可认为Mn()Ⅳ占主导地位,由此可推断出MnO 2作为O 3/MnO 2体系催化剂催化性质稳定,符合其催化机理主要为MnO 2催化O 3产生羟基自由对有机物进行氧化降解机制的推断[29-32].0300600 900 1200C1sC1sO1sO1sMn2p结合能(eV)反应前Mn2p (a)反应后峰强度(a .u .)峰强度(a .u .)11期邓禺南等：MnO 2催化O 3处理准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中难降解有机物 4139640 645 650 655 660峰强度(a .u .)峰强度(a .u .)结合能(eV)524 526 528 530 532 534 536峰强度(a .u .) 峰强度(a .u .) 结合能(eV)图9 反应前后MnO 2的XPS 表征图谱Fig.9 XPS characterization of MnO 2 before and after thereactiona.全扫描图谱;b.O1s 分峰图谱;c.Mn2p 分峰图谱表4 反应前后MnO 2催化剂XPS 的分峰拟合结果 Table 4 The results of XPS -Peak -Differentiation -Imitatinganalysis峰面积组分分峰数 BE(eV)反应前反应后 peak1 532.5 4451.25 3812.98peak 2 530.9 9940.38 10069.00 O(1s)peak 3 528.9 11621.20 12157.00 peak 1641.2 10080.00 9549.00 peak 2 642.4 6885.30 9592.03 Mn(2p)peak 3653.210155.6011481.40由O1s 分峰图9(c)看出,结合能在528.9,530.9和532.5eV 分别对应O 2-,OH -和H 2O,结合表4可以发现反应前后OH -峰面积仅变化128.62,说明反应后溶液酸碱性变化不大,酸性条件下几乎不改变,这与单因素分析测定的反应后pH 值无明显变化结论相符,这一现象说明O 3/MnO 2体系在有机物的去除过程中,主要由O 3产生的羟基自由基进行无选择的氧化作用,对有机物进行去除.而O 2-的含量提高可能是由于MnO 2体系中含有少量的杂质氧化物在酸性条件下,进行溶出得以去除[28],这与EDS 表征结果一致.2.5 O 3/MnO 2体系对难降解有机物的机理探讨由于MnO 2本身具有很稳定的催化性质,对O 3/MnO 2体系有机物的去除有较为明显的提升.而在催化过程中,其反应机理主要利用了⋅OH 强的氧化性,由于⋅OH 的无选择性,因此可将多数有机物氧化. MnO 2催化剂的加入使得反应体系中产生了更多的活性物种且主要是羟基自由基,同时MnO 2自身也通过改善其表面理化性质参与降解反应. 2.5.1 体系自由基氧化机制实验表明低浓度的MnO 2投量可以促使O 3产生羟基自由基,因此从MnO 2投量的影响变化中可推测出过量投加MnO 2,在一定程度上会降低对有机物的去除率,这与Ma Jun 等[33]研究认为新生态的MnO 2催化氧化降解阿特拉津遵循自由基反应机理的结论相符.因此,在O 3/MnO 2体系中起主要作用的是O 3及其体系产生的以羟基自由基为主的活性物种,其降解式如(2)、(3). -322O +OH O +HO ⎯⎯→⋅⋅ (2)322O +HO 2O +OH ⋅⎯⎯→⋅⋅ (3)2.5.2 无机-有机复合物的氧化机制在pH 值的降解变化关系中可以推测MnO 2催化O 3氧化化有机物的本质是在催化剂表面形成了易被氧化的复合物,其反应机理主要是在MnO 2表面形成了“锰氧化物-有机物分子”的复合物,使得羟基自由基能够更容易的降解此类复合物.如式(4)所示,使缺乏选择性的羟基自由基更容易与之结合,达到氧化降解的目的,这也与Andreozzi 等[9]用MnO 2非均相催化O 3氧化草酸时的结论相符.表面羟基或 O 3吸附于水合MnO 2表面,作为连接污染物和催化剂的桥梁,加速污染物与催化剂的相互接触,促进整个降解反应.2H O222MnO (+M [MnO -M]H O x ⎯⎯⎯→⋅）（有机物分子）Ⅳ (4)综上, MnO 2、MnO 2复合物以及水合MnO 2催化O 3的复合催化机制使非均相环境介质转变为水溶液、催化剂的表面和催化剂－溶液界面等 3 种环境[34].故MnO 2催化O 3氧化处理渗滤液尾水的过程中,由于MnO 2催化O 3产生羟基自由基以及有机物复合促进羟基自由基的催化机制使得准好氧矿化垃圾床渗滤液尾水中难降解有机物得以快速去除,且可生化性大幅提高.。