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无动力生活污水处理设施

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OMPs在生物系统中的降解不仅与其物化性质有关, 而且还受到AAO工艺运行条件的影响.通过对大量研究总结发现, OMPs在活性污泥系统中的吸附作用和生物降解作用之间没有明确的比例界限.此外在实际污水厂的取样过程中, 存在水质波动、悬浮物吸附、分析误差等众多因素影响, 因此评价单独OMPs的生物降解性存在一定难度.　　2.3.2 OMPs在臭氧过程中的氧化机制

臭氧和芳香族有机物的反应速率很大程度受苯环上取代基的影响. 图 6中展示了本研究中OMPs分子的芳香性基团(红色部分), 根据取代基团的种类将14种OMPs分为:苯酚类、苯胺类、苯甲醚类及无活性基团化合物.　　CRT和OTC含有酚羟基(—OH), —OH是强供电子取代基而增加其反应活性. OTC在臭氧过程中去除率为85%, 很好地解释了分子结构与去除效果之间的联系.然而CRT去除率仅为31%, 应该受苯环上的氯代基团(—Cl)的吸电子作用影响, 降低了CRT与臭氧的反应速率从而导致其去除效果减弱; NOR、ENR、SMX、SMZ、CBZ均含有苯胺基(—NH2).这类有机物和臭氧反应受pH影响很大, 在—NH2处于去质子状态时(中性), 与臭氧反应活性最高.而在—NH2处于质子化状态时(解离), 几乎不与臭氧发生反应.由图 4可知, 这5种物质在臭氧过程中去除率均高于90%, 由于二级出水的pH趋于中性, 这主要归功于去质子化—NH2的臭氧氧化作用; 苯甲醚类有机物的活性基团是甲氧取代基(—OCH3), 在苯环伯仲位置的—OCH3会提高与臭氧的反应活性.本研究中苯甲醚类有机物的二级反应速率介于2.77~5.69L ·(mol ·s)-1.由于—OCH3不存在解离态, 因此这类有机物与臭氧的反应不会受pH影响; CFF、ATZ、IBP的分子结构中不含有与臭氧反应的活性基团, 因此表现出较低的二级反应速率[0.82~9.6 L ·(mol ·s)-1].这类有机物很难通过单独臭氧氧化进行去除.

OMPs在臭氧过程中的去除效果与臭氧反应的二级反应速率常数有关.由图 7可见, OMPs二级反应速率与其去除率呈正相关, 由于二级反应速率受到反应体系的pH及出水有机物的影响存在离散值(ATZ、NPX、OTC).而对于选定的10种OMPs, 二级反应速率常数与去除率线性良好(R=0.92), 可以有效预测并解释OMPs在臭氧过程中的去除机制.组合工艺中OMPs的去除效果　　由图 5可见, AAO-O3对12种OMPs的去除率达到90%以上, IBP去除率为82%, ATZ去除率仅为11%, 因此在水处理过程中应重点加强ATZ的监测与防控.活性污泥法处理工艺联合臭氧深度处理可有效保证出水中大部分OMPs的去除.然而OMPs的去除率也与其在进水中的浓度有关, 据报道在污水厂进水中OMPs的浓度一般低于1 μg ·L-1, 在保证去除率为90%时, 出水中OMPs低于10ng ·L-1, AAO-O3组合工艺可以大大削减污水中OMPs向水环境中的释放.　　2.3 OMPs的去除机制分析　　本研究从活性污泥处理法和臭氧氧化两方面, 分别对OMPs在AAO系统中的去除途径及臭氧过程中的氧化机制进行讨论.　　2.3.1 OMPs在活性污泥系统中的去除途径分析　　OMPs在活性污泥法处理工艺中的去除途径主要有污泥吸附和生物降解.OMPs在污泥表面的吸附能力主要和二者的界面特性有关, 如固-水分配系数(Koc). 表 3中列出了14种OMPs的lgKoc值, lgKoc值越大表明OMPs在固体表面的吸附量越大, 从而更倾向于向污泥表面迁移. CBZ、GFZ、BF、IBP、ATZ的lgKoc值大于2, 说明这几种OMPs通过污泥吸附去除效果较为显著; SMX、SMZ、NPX、ATL、CFF的lgKoc值介于0.5~2之间, 说明其通过污泥吸附去除效果轻微; CRT、OTC、ENR、NOR的lgKoc值小于0.5, 说明其在污泥表面吸附不佳.但是由于大多OMPs在不同pH环境中存在不同的解离状态, 因此仅用lgKoc值来评价OMPs的吸附存在片面性.OMPs在AAO-O3中的去除　　为保证组合工艺对OMPs去除效果的重现性, 实验期间进行了多次取样分析.本文选取的14种OMPs按照药物种类分为:抗生素类药物、抗炎药、降血压血脂药及其他类药物.

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