臭氧氧化处理城市污水

        城市污水处理厂已初步建成，通过消除微生物、营养物和病原体，保护自然水生系统和水资源。然而，众所周知，新出现的污染物，包括药物活性化合物、个人护理产品和内分泌干扰化合物，经常在生物处理的城市废水(BTMW)中检测到(Schwarzenbach等，2006年)。虽然这些化合物在废水中通常以ng/l -μg /l浓度范围存在，但它们可能造成生态风险，如高等生物女性化;微生物耐药;很后，土壤、植物和动物的积累(Pal et al. 2010)。因此，对BTMW废水的进一步臭氧处理是很基本的关注，特别强调消除新出现的污染物以及阐明EfOM的化学反应机制(表9)。

1、BTMW的非催化臭氧化

        重点研究了非催化臭氧氧化BTMW中有机反式物质的形成和微污染物的消除。金等人对城市污水处理厂EfOM与臭氧的反应性进行了研究。(2016)。根据其疏水性可将其分为四类，重点研究了疏水酸(HOA)和疏水中性(HON)。值得注意的是，首先将HOA转化为HON，然后将大部分HON组分进一步臭氧化转化为HI。这可以解释，虽然原始的HOA和HON含有大量的芳香碳，但HON比HOA含有更多的脂肪碳和羧基碳(Lin等人)。HOA与臭氧的反应活性高于hona。采用非催化臭氧氧化修复BTMW中的微污染物(Prieto-Rodríguez et . 2013, Uslu et al. 2015)。例如Prieto-Rodríguez等人(2013年)已经确定了66种目标微污染物，其中16种初始浓度超过1000 ng/l，构成了初始出水污染物负荷的88%。在不进行碳酸溶出和pH调节的情况下，处理60 min和臭氧消耗 9.5 mg/l后，98%的微污染物均得到降解。重要的是，实际BTMW出水在臭氧处理前的DOC为12.6 mg/l，处理后仍为11.8 mg/l。这可能与臭氧氧化过程中生成的中间体有关，因为既没有完全降解，也没有矿化。臭氧化的应用在提高城市污水废水的质量是由大量的有限结构多样的微污染物以及废水的不同质量矩阵,预测策略消除ozone-refractory微污染物提出了BTMW(李等。2013)。经确认，doc标准化臭氧剂量、某些含有臭氧和˙OH的微污染物的速率常数，以及˙OH暴露量的测量，将是预测的关键参数。例如，通过测量˙OH暴露量，减少探测化合物对氯苯甲酸，可以很好地预测臭氧难降解微污染物的消除。

        根据遗传毒性评估，观察到呼吸测定法中的抑制从12%(臭氧处理前)降低到臭氧处理后的0% (PrietoRodríguez等人)。这与Reaume等人的报告类似。(2015)。然而，ozo国家后的毒性分析显示，对V. fishi的生物发光发射没有抑制作用(Prieto-Rodríguez等。2013)，而Stalter等人。(2010年)报告臭氧污染造成的污水毒性增加。这可以归因于有毒的臭氧副产品的形成。在城市污水处理厂的臭氧化二次废水中发现了来自鱼胚胎发育迟缓的基因毒性增加(Yan等，2014年)。结果表明，废水消耗0.5 mg O3 /mg DOC可产生67.7 mg/l的总醛(甲醛、乙醛、丙醛、乙二醛的混合物)，使幼虫畸形增加53.8%。因此，采用生物过滤作为后处理工艺可以有效去除醛类等有毒副产物，从而减少臭氧对胚胎的毒性。

2、催化臭氧氧化BTMW

        研究了非均相或均相促进剂催化臭氧氧化处理城市污水的效果。以磁性多壁碳纳米管为载体的二氧化钛纳米复合材料改善了城市污水处理厂废水中微污染物的光催化臭氧化(Yu et al.;2015)。结果表明，非催化臭氧氧化虽然只能达到44.9%的矿化度，但臭氧可以完全破坏目标化合物的初始分子结构。相比之下，光催化臭氧化可使TOC降低65.7%，显示了较低浓度的中间体，包括酚类和羧酸类化合物。这归因于pho促进˙OH生成以催化臭氧化。值得注意的是，当提供的臭氧剂量超过“臭氧剂量阈值”时，在H2O2存在的情况下，观察到˙OH生成的明显改善(Barry et al.)。2014)。这个阈值old是由于臭氧和废水基质中的引发剂/促进剂之间的反应而产生的，也加速了erating˙OH生成(Mvula等。2009)。因此，本文的作者(Barry et al。(2014)用这些compounds定义了臭氧排放的臭氧剂量阈值old，在此值之下加入H2O2对自由基的产生影响很小。

        综上所述，催化臭氧化和非催化臭氧化可以进一步降低EfOM, TOC的还原和有机结构的转变证明了这一点。然而，人们将认识到臭氧化后EfOM基因毒性的增加，这可能是由于臭氧化副产物如总醛的毒性高于有机原料。