垃圾渗滤液生化出水絮凝-纳滤处理及过程机理

晏云鹏，全学军，葛淑萍，罗丹，邱发成，徐飞

（重庆理工大学化学化工学院，重庆 400054）

引 言

垃圾焚烧技术因其占地面积小，减量大，且能回收热能发电等优点，已成为城市生活垃圾处理的主要技术之一[1-2]。然而，垃圾在入炉前的堆存过程中，因挤压和生物发酵作用，会产生一种含有机和无机污染物的成分十分复杂、毒性大的渗滤液，对其处理不善将对生态环境和人体造成威胁[3]。

垃圾渗滤液中含有难降解的腐殖酸类物质和种类较多的高水溶性小分子难降解有机物[4]。生物法由于其过程简单，易于规模化，且对可生物降解物质去除效果好，被广泛用于渗滤液的预处理，可使渗滤液达到稳定化状态。但因其无法去除难降解物质，使得垃圾渗滤液生化出水的色度和COD 仍较高，剩余COD 一般在500～1300 mg·L-1之间，无法达标排放[5-6]。因此，必须采用物化方法进行深度处理。

反渗透（reverse osmosis，RO）能有效去除渗滤液生化出水中的有机和无机污染物，COD 和重金属的去除率分别在98%和99%以上[6-7]，是渗滤液深度处理较理想的工艺。然而，RO 处理过程存在能耗较高和膜污染较严重的问题。纳滤（nanofiltration，NF）可以较低的操作压力获得较大的膜通量[5]，将其用于处理渗滤液生化出水的系统工作报道较少。为此，本工作围绕垃圾渗滤液生化出水的特性，开展了Ca(OH)2絮凝、臭氧氧化预处理与NF 处理相结合的处理工艺，并通过GC-MS 检测分析废水中有机物种类，对比分析NF 与RO 产水中有机物的差异，对处理过程的机理进行了探讨。

1 实验部分

1.1 垃圾渗滤液生化出水及其表征

实验用垃圾渗滤液生化出水取自重庆某垃圾焚烧发电厂，采用国家标准方法[8]，测得其主要废水指标为，COD 为1019 mg·L-1(快速消解分光光度法 HJ/T 399—2007)，pH 为7.39 (精密酸度计 pH-3S)，电导率为8.974 mS·cm-1（数显电导率仪 SLDS-Ι 型），钙镁浓度为830.83 mg·L-1(EDTA 滴定法 GB 7477—87)。

1.2 生化出水的氢氧化钙絮凝处理

每次絮凝实验取水样500 ml，放入六联ZR4-6混凝试验搅拌机的1000 ml 烧杯中，加入一定量的化学纯 Ca(OH)2粉末。开启搅拌器首先以 600 r·min-1充分搅拌10 min 后，然后在200 r·min-1下慢速搅拌30 min。之后，让其自然沉降分离6 h，吸取一定量上清液分析废水中各项指标。絮凝放大实验则采用体积200 L 的絮凝搅拌反应器完成。

1.3 Ca(OH)2 絮凝出水的臭氧氧化处理

絮凝后生化出水的臭氧氧化处理在一套中试实验装置(图1)中进行。通过水泵向臭氧反应器输送Ca(OH)2絮凝出水90 L，运转臭氧混合水泵和循环水泵，废水通过两个水泵从下至上输送，混合5 min；开启臭氧发生器（北京322，HBO3-30 型臭氧发生器），同时打开臭氧输送管道开关，向臭氧混合水泵中通入浓度为54.3 mg·L-1的臭氧，臭氧流量为3.5 L·min-1。当安装在反应器入口之前的臭氧检测仪（北京322，HBT-2000 型）检测到臭氧来临时，作为反应开始计时。反应过程当中，未反应的臭氧及尾气将从反应罐体顶部尾气出口排出。连续反应90 min，将反应后的液体通过反应罐体底部排水孔排出，反应结束后将液体用泵抽出，并用硅藻土过滤得清液。

1.4 废水纳滤处理

为了比较生化出水预处理对纳滤的效果，分别取2 g·L-1、8 g·L-1Ca(OH)2絮凝沉淀出水，以及O3处理2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水各80 L，经过硅藻土过滤器过滤后，采用浓盐酸调节其pH 约为7，然后采用纳滤反渗透一体化设备（南京万德斯环保科技有限公司）进行纳滤处理。膜元件是采用GE 专利复合纳滤膜DURASLICK NF 4040 型构成的卷式膜，膜组件性能主要参数为：其有效膜面积为7.2 m2；产水量为8.3 m3·d-1，最大操作温度为50℃；脱盐率为96%；一般操作通量为15～25 L·m-2·h-1；一般操作压力为0.69～1.6 MPa；连续操作pH 范围：4～11，最佳脱盐率时的pH：5.5～7.0；短时清洗pH 范围：1～11.5。产水率和脱盐率的测试条件：MgSO4溶液浓度2000 mg·L-1、操作压力690 kPa、温度25℃、pH 7.5、回收率15%、运行24 h后测试。

图1 臭氧氧化系统实验装置Fig.1 Experimental setup for ozonation system

处理时，先使废水充满整个NF 膜系统，在这个过程中废水中的污染物已经有一部分附着在膜上，设定跨膜压力为0.9 MPa。以此为起点记录运行时间。NF 膜处理废水采用恒定浓度操作模式，实验过程中，每隔一定时间分别取产水、混合水样品进行分析。每次废水处理完毕，先对膜进行清水流洗30 min，测其清水通量。如果通量未完全恢复至初始值，再用0.063%柠檬酸+0.039% NaOH 溶液清洗30 min，洗液温度不超过30℃，用清水冲洗干净残留洗液后，测定清水通量。若通量仍未完全恢复至初始值，再用0.05%的EDTA-2Na 溶液清洗30 min，洗液温度不超过30℃，用清水冲洗干净残留洗液后，测定清水通量。如果通量仍未完全恢复至初始值，重复酸洗碱洗过程，直至通量基本恢复初始值。然后，等待下次实验。

1.5 废水样的GC-MS 分析

1.5.1 水样的预处理 为得出生化出水预处理对纳滤处理的机理，分别取MBR 出水，2 g·L-1、8 g·L-1Ca(OH)2絮凝沉淀出水，O3处理2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水，以及纳滤处理各种水样后的产水和纳滤浓水进行GC-MS 分析。为了尽量萃取出废水中的有机物，本实验将500 ml 废水在中性、酸性和碱性条件下用二氯甲烷分别萃取3 次[9]。废水处于中性pH 条件下，用50 ml CH2Cl2萃取，萃取振荡过程中样品出现乳化，采用离心破乳（4000 r·min-1，离心3 min）。静置，得下层有机相。再用25 ml CH2Cl2萃取重复上述步骤，将两次有机相合并。

用NaOH 将废水pH 调至12，用25 ml CH2Cl2萃取，萃取振荡过程中样品出现乳化，采用离心破乳（4000 r·min-1，离心3 min）。静置，得下层有机相。再用25 ml CH2Cl2萃取重复上述步骤，将两次有机相合并。

采用稀释5 倍的浓硫酸将废水pH 调至2，用25 ml CH2Cl2萃取，得下层有机相，再用25 ml CH2Cl2萃取，重复上述步骤，将两次有机相合并。

将3 个pH 条件下萃取出的有机相合并后用无水硫酸钠吸收萃取液中存在的水分，过滤后用旋转蒸发仪在45℃下浓缩至1 ml，加少量无水Na2SO4干燥，保存在4℃的干燥环境中[10]，待测。

1.5.2 有机物分析测试条件 由文献[11]报道，结合实际情况多次试验得出，本次实验有机物分析测试条件如下：气相色谱-质谱联用仪，Agilent 7890 A-5975 C；色谱柱，DB 25 石英毛细管色谱柱(30 mm×250 μm×0.25 μm)；载气为氦气，流速1.0 ml·min-1，线速度36.3 cm·s-1，压力7.0669 psi(1 psi=6894.76 Pa)；离子源温度，220℃；GC-MS 接口温度，280℃；进样口温度，250℃；初始温度40℃；连接杆温度，280℃；程序升温40℃，2 min; 40～120℃(升温速度20℃·min-1)，120℃，2 min，120～200℃(升温速度20℃·min-1)，200℃，2 min，200～250℃(升温速度20℃·min-1)，250℃，2 min，250～300℃(升温速度20℃·min-1)，300℃，2 min。质谱离子源，电子离子源(EI)；电子倍增器电压1341 eV；发射电子能量，69.9 eV。

2 实验结果与讨论

2.1 生化出水的Ca(OH)2 絮凝处理

Ca(OH)2用量对MBR 出水中COD 及电导率的影响结果如图2 所示。由此可知，当Ca(OH)2的用量由0 增大至8 g·L-1时，MBR 出水的COD 持续降低，由1019 mg·L-1降低至710 mg·L-1，COD去除率约达30.3%；但当其用量由8 g·L-1继续增大至16 g·L-1时，COD 的变化平缓，去除效果无明显增加。因此，就去除COD 而言，较优的Ca(OH)2用量为8 g·L-1。与此同时，絮凝出水的电导率由8.974 mS·cm-1减小到8.949 mS·cm-1，再由8.949 mS·cm-1增加到13.35 mS·cm-1。电导最低时Ca(OH)2用量为2 g·L-1。

图2 Ca(OH)2 用量对MBR 出水絮凝过程COD 与 电导率的影响Fig.2 Effects of Ca (OH)2 dosage on COD and conductivity of biologically treated leachate

目前，渗滤液预处理广泛使用铁系[12]、铝系[13]、铁铝组合絮凝剂[14-15]，以及有机无机混合絮凝剂[16-18]，在使用时一般需要调节废水pH 和温度，才能达到最佳效果。Baig 等[19]研究了用Ca(OH)2絮凝垃圾填埋场渗滤液原水，当用量为1 g·L-1时，对废水COD的去除率为27%。Renoua 等[20]采用石灰絮凝预处理渗滤液表明，不同来源的渗滤液由于其组成不同，存在不同的最佳Ca(OH)2用量，废水COD 的去除率最高可达25.5%。而且，去除的有机物主要是腐殖酸。由此表明，Ca(OH)2作为生化出水的絮凝剂，也有很好的去除其中腐殖酸的效果。

2.2 2 g·L-1 Ca(OH)2 絮凝出水的臭氧氧化处理

废水中的成分十分复杂，腐殖酸的存在容易造成膜的污染，尤其当存在Ca2+时，其污染情况会有所变化。腐殖酸类物质可以看作是带负电的亲水胶体，当其溶解在溶液中，分子链中的羧基和羟基即解离出质子使溶液呈酸性。通常在低离子强度下，溶液pH=6.5～9.5 之间时，由于带负电的基团相互排斥，使得腐殖酸分子将选择一种拉伸的近似于线性的构型存在；而在高离子强度下，阳离子附着于带负电荷的基团上，聚合体链中分子内部的排斥减少，因而分子链将盘旋成一种卷曲甚至球状的分子构型[21]。而大分子的变形，分子链的盘卷排斥了围绕着分子的一部分水合水，使分子的水合程度降低，腐殖酸分子即由亲水胶体变为疏水胶体[22]。

为了进一步探索生化出水纳滤预处理工艺，采用经过2 g·L-1Ca(OH)2絮凝后的清液用O3氧化，结果如图3 所示，Ca(OH)2絮凝后的废水COD 比生化出水降低了7.1%，Ca(OH)2絮凝后的废水色度比生化出水降低了30.6%，这说明Ca(OH)2絮凝去除了废水中的大分子有色物质，通常为腐殖酸类物质[16]。在此基础上，通入到碱性絮凝出水中的O3，可更加高效地氧化降解与矿化有机物[23-25]。经臭氧处理后的废水色度比2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水色度降低了28%，COD 降低了33.8%。实验中还发现，臭氧氧化过程中有少量沉淀生成，可能是废水中存在的Ca2+与有机物矿化产生的CO2在碱性介质中反应生成了CaCO3沉淀[26]。

图3 生化出水絮凝及其臭氧处理过程的COD、色度的变化Fig.3 Comparison of COD, color of wastewater samples including MBR effluent, flocculated effluent with 2 g·L-1 of Ca(OH)2 dosage and its ozonated effluent

2.3 废水纳滤处理性能比较

2.3.1 恒定浓度操作模式下NF 处理废水时的膜通量、出水中COD 的变化规律 分别以MBR 出水及其3 种预处理出水进行NF 处理，其膜通量和产水COD 浓度如图4 所示。随着时间的延长，4 种废水的通量均有所升高，这主要是体系温度不断升高引起的。8 g·L-1的Ca(OH)2絮凝水样产水通量在最高位置，比2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水最大高2.9%，比O3处理过的2 g·L-1Ca(OH)2絮凝水样最大高3.5%，比MBR 出水产水通量最大高8.2%。即其产水通量的大小顺序为：8 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水＞ 2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水＞ O3处理过的2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水＞ MBR 出水。

8 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水和 2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水，因其絮凝剂Ca(OH)2用量不同，导致絮凝出水COD 不同，但其废水中有机物种类应是相近的，与MBR 出水相比亦是如此。这3 种废水COD大小顺序为：MBR 出水＞ 2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水＞ 8 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水，与其NF 产水通量大小顺序相反。这说明COD 越高，NF 产水通量越低，有机物含量的大小是造成NF 膜污染的一个重要因素。

纳滤膜技术用于处理废水的过程中，有机物是造成膜污染的主要因素[27-28]。高分子有机物的浓差极化现象有利于它们吸附在膜表面上，带有憎水部分的有机物与水之间的相互作用使扩散慢的有机物浓缩富集在膜表面，导致膜通量下降[29]。

8 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水与O3处理过的2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水的COD 相近，但是两者NF 产水通量却不相同。这说明NF 膜处理废水过程中，造成膜污染的因素不仅与废水有机物的含量有关，还与废水中有机物的种类有关。因为经过O3处理过的2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水，其废水中的有机物发生了化学反应，生成了大量其他种类的有机物。

4 种废水NF 产水COD 随时间的变化曲线如图4 (b)所示，各废水NF 产水COD 均出现波动，这可能是由于NF 膜处理废水的过程中，设备运转产生热量，导致废水体系的温度不稳定，从而影响有机物在NF 膜中的扩撒。但其COD 范围都在100～160 mg·L-1之间。各废水产水COD 平均值顺序为：MBR 产水COD 114.4 mg·L-1≈ O3处理2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水产水COD 117.7 mg·L-1＜ 8 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水产水COD 123.8 mg·L-1≈ 2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水产水COD 128.3 mg·L-1。似乎，废水的通量越大，产水中COD 浓度有增大的趋势。

2.3.2 纳滤膜污染情况比较分析 把上述废水进行NF 膜处理后，对膜进行清水流洗，在低压高流量条件下用清水冲洗30 min，考察了膜通量的恢复情况，在不同跨膜压力下测定清水通量，水温与测定初始清水通量时的水温一致，再与初始清水膜通量作比较，以η= Jt/J0作为膜通量的恢复指标，结果得出处理废水后的NF 膜经清水流洗后，η均可达到100%。这说明NF 膜不易被污染，且容易清洗。

图4 恒定浓度操作模式下废水NF 产水通量和产水COD 随时间变化Fig.4 Change of NF membrane flux of wastewater samples(a) and corresponding COD of their permeates(b) with operation mode of constant concentration(condition：VL=80 L, t=23.5—29.5℃, transmembrane pressure P=0.9 MPa)

2.4 纳滤过程的机理分析

采用GC-MS 对各个废水样进行分析，所得质谱图如图5 所示。经计算机谱库检索，共检索出垃圾渗滤液生化出水中含有86 种有机污染物，其中可信度在60%以上的有机物有32 种，结果如表1 所示。在86 种有机物中，烷烯烃、卤代烷烃、硅烷类10 种，羧酸类3 种，酯类13 种，醇、酚类4 种，醛、酮类9 种，胺、酰胺类14 种，杂环类29 种，烯腈类2 种，其他2 种。其中烷、烯、酯、醛、酮、酰胺、杂环化合物等检出较多。

（1）Ca(OH)2絮凝处理MBR 出水的机理分析

由各废水样GC-MS 数据分析可得，8 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水中检测出37 种物质，其中主要有烯烃、卤代烷烃、硅烷类5 种，酯类6 种，醇、酚类7 种，醛、酮类9 种，胺、酰胺类2 种，苯类2种，杂环类6 种。但可信度在60%以上的有16 种，分别为烯烃、卤代烷烃、硅烷类2 种，酯类2 种，醇、酚类4 种，醛、酮类4 种，胺、酰胺类2 种，杂环类2 种。杂环化合物种类较生化出水减少了23种，其他种类化合物相差不大，这说明Ca(OH)2絮凝易去除杂环类化合物。腐殖酸是腐殖质的主要组成成分，其分子量在400～100000 之间，主要由碳、氢、氧、氮等元素构成，碳、氢比值高。其分子结构中的核有芳香环、杂环和多环化合物，它们由碳链或键桥连接成疏松的网状[30]。Ca(OH)2絮凝去除杂环类化合物相当于去除了部分腐殖酸。

表1 GC-MS 测定垃圾渗滤液生化出水计算机谱库检索定性分析Table 1 Analyze organic pollutions of biologically treated leachate by GC-MS

图5 GC-MS 测定MBR 出水及3 种预处理水样的质谱图Fig.5 Mass spectra of MBR and its three preteatment samples by GC-MS

2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水中的有机物为烯烃、卤代烷烃、硅烷类6 种，酯类5 种，醇、酚类6 种，醛、酮类5 种，胺、酰胺类2 种，苯类1 种，杂环类2 种。可信度在60%以上的有机物为16 种，其中烯烃、卤代烷烃、硅烷类3 种，酯类4 种，醇、酚类3 种，醛、酮类2 种，胺、酰胺类2 种，杂环类2 种。同样地，杂环类化合物絮凝去除最多。这些杂环化合物中多含有吡唑、喹啉、噻吩等物质。

（2）臭氧处理絮凝MBR 出水的机理分析

经O3处理2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水中有机物中烷烃、卤代烷烃类7 种，酯类10 种，醇、酚类3种，醛、酮类3 种，胺、酰胺类2 种，硅氧烷类5种，杂环类11 种。明显看出经O3处理过的2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水比未经臭氧处理的絮凝出水水样，硅氧烷、酯类、杂环类有机物等种类增多。也就是说，O3与有机物发生了化学反应，生成了一系列含氧化合物。此外，硅烷类有机物未检测出来，说明其可能与臭氧反应生成了硅氧烷。

（3）NF 处理废水的机理分析

O3处理2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水经过纳滤处理的浓水中，未检测出硅氧烷类物质，产水中只检测到一种硅氧烷类物质，说明这类物质当其含量达到一定时，可能较易黏附在膜表面或者附着在膜孔内，从而导致其NF 产水通量低于未经臭氧氧化的絮凝出水。即使其COD 较2 g·L-1Ca(OH)2絮凝出水的COD 低，但由于溶液中存在硅氧烷类物质，导致废水膜通量下降。Shrawan 等[31]研究发现，经臭氧处理过的渗滤液用于膜处理，并没有减轻膜污染，其原因可能也是臭氧反应后生成的副产物更易导致膜污染。本工作研究表明这种副产物可能就是硅氧烷类物质。

上述4 种废水用于RO 处理，其RO 产水经过GC-MS 检测分析得，RO 产水中所含的少量有机物有酯类、硅氧烷类、烷烃、酰肼类等物质。而NF产水中含酯类、硅氧烷类、酮类、胺和酰胺类、杂环类、烷烯烃类、芳香烃、酰肼类等物质。由此可知，酮类、胺和酰胺类、杂环类和芳香烃可以通过NF 膜，而这部分有机物在废水中所占的比例及物质种类均较多。因此，若是可以在NF 膜分离过程之前，已经将这类物质以某种方式有选择性地去除，那么预处理过的废水经NF 处理后，其有机物种类及含量均有可能降低，使COD 达到100 mg·L-1以下，从而达到废水排放的一级标准。

3 结 论

（1）垃圾焚烧发电厂渗滤液生化出水经过Ca(OH)2絮凝处理，可以有效地去除其中的杂环类化合物，有利于提高废水NF 处理的膜通量。对Ca(OH)2絮凝出水进行臭氧氧化处理，虽然降低了它的COD，但并未进一步提高其NF 膜通量，其主要原因可能是臭氧氧化生成的硅氧烷类物质造成了膜的污染。

（2）与RO 处理垃圾渗滤液生化出水相比较，NF 膜无法分离废水中的酮类、胺和酰胺类、杂环类化合物，使得NF 产水的COD 处在100～160 mg·L-1。从NF 产水的平均COD 值看，膜通量的增大可导致产水COD 略有上升的趋势。

（3）垃圾渗滤液生化出水及其预处理水在NF处理过程中，都没有表现出严重的膜污染。因此，研发其NF 与其他处理技术相结合的深度处理工艺，值得进一步探索。

[1]Incineration of municipal solid waste, waste management technology brief, the new technologies work stream of the Defra Waste Implementation Programme [R].Department for Environment, Food and Rural Affairs, 2007.

[2]Solid waste as a resource, review of waste technologies [R].Federation of Canadian Municipalities, 2004.

[3]Christensen T H, Kjeldsen P, Bjerg P L, Jensen D L, Christensen J B, Baun A, Albrechtsen H J, Heron G.Biogeochemistry of landfill leachate plumes [J].Appl.Geochem., 2001, 16(7): 659-718.

[4]Liu Zhiping (刘智萍), Fang Fang (方芳), Abdulhussain A Abbas, Guo Jinsong (郭劲松), Jiang Peiyan (姜佩言).Anaerobic-aerobic- coagulation treatment process for leachate with high DOM [J].Research of Environmental Sciences (环境科学研究)，2010, 23(8): 1081-1085.

[5]Kettunen R H, Rintala J A.Sequential anaerobic-aerobic treatment of sulphur rich phenolic leachates [J].J.Chem.Technol.Biotechnol., 1995, 62(2): 177-184.

[6]Welander U, Henryson T, Welander T.Nitrification of landfill leachate using suspended-carrier biofilm technology [J].Water Res., 1997, 31(9): 2351-2355.

[7]Monje-Ramirez I, de Velasquez M T O.Removal and transformation of recalcitrant organic matter from stabilized saline landfill leachates by coagulation-ozonation coupling processes [J].Water Res., 2004, 38(9): 2359-2367.

[8]Song G, Wang J, Chiu C A, Westerhoff P.Biogenic nanoscale colloids in wastewater effluents [J].Environ.Sci.Technol., 2010, 44(21): 8216-8222.

[9]Ye Xiuya (叶秀雅), Zhou Shaoqi (周少奇), Zheng Ke (郑可).Analysis of the removal characteristics of organic pollutants in landfill leachate using GC-MS technique [J].Chemical Industry and Engineering Progress (化工进展), 2011, 30(6): 1374-1378.

[10]Liu Jun (刘军), Bao Linfa (鲍林发), Wang Ping (汪苹).Analyses of organic pollutant components in leachate by combined GC-MS technique [J].Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control(环境污染治理技术与设备), 2003, 4(8):31-33.

[11]Chen Bo (陈波).Electrochemical treatment of biologically treated leachate from municipal solid waste incineration plant and environmental medical assessment of the process[D].Chongqing: Chongqing University of Technology, 2012.

[12]Yoo H-C, Cho S-H, Ko S-O.Modification of coagulation and Fenton oxidation processes for cost-effective leachate treatment [J].J.Environ.Sci.Health A, 2001, 36(1): 39-48.

[13]Silva A C, Dezotti M, Sant’Anna G L Jr.Treatment and detoxication of a sanitary landfill leachate [J].Chemosphere, 2004, 55(2): 207-214.

[14]Lema J M, Mendez R, Blazquez R.Characteristics of landfill leachates and alternatives for their treatment: a review [J].Water Air Soil Pollut., 1988, 40(3): 223-250.

[15]Welander U, Henrysson T, Welander T.Biological nitrogen removal from municipal landfill leachate in a pilot scale suspended carrier biofilm process [J].Water Res., 1998, 32(5): 1564-1570.

[16]Zhang Guiying (张桂英), Liu Zhanmeng (刘占孟), Nie Fahui (聂发辉), Wang Qunhui (汪群慧), Sun Tichang (孙体昌).Preparation of PFMS-PDMDAAC and its application to the treatment of landfill leachate [J].Industrial Water Treatment (工业水处理), 2012, 32(8): 23-26.

[17]Halil Hasar, Sezahat A Unsal, Ubeyde Ipek, Serdar Karatas, Ozer Clnar, Cevat Yaman, Cumali Klnacl.Stripping / flocculation / membrane bioreactor / reverse osmosis treatment of municipal landfill leachate [J].J.Hazard.Mater., 2009, 171(1): 309-317.

[18]Zheng Zhong, Zhang Hua, He Pinjing, Shao Liming, Chen Yao, Pang Lei.Co-removal of phthalic acid esters with dissolved organic matter from landfill leachate by coagulation and flocculation process [J].Chemosphere, 2009, 75 (2): 180-186.

[19]Baig S, Coulomb I, Courant P, et al.Treatment of landfill leachates: Lapeyrouse and satrod case studies [J].Ozone: Science & Engineering, 1999, 21(1): 1-22.

[20]Renoua S, Poulain S, Givaudan J G, Moulin P.Treatment process adapted to stabilized leachates: lime precipitation-prefiltration- reverse osmosis [J].J.Membrane Sci., 2008, 313(1): 9-22.

[21]Ghosh K, Schnitzer M.Macromolecular structures of humic substances [J].Soil Sci., 1980,129(5): 266-276.

[22]Schnitzer M, Khan S U.Humic Substances in the Environment(环境中的腐植物质)[M].Wu Qihu(吴奇虎), trans.Beijing: Chemical Industry Press, 1979: 175.

[23]Haapea P, Korhonen S, Tuhkanen T.Treatment of industrial landfill leachates by chemical and biological methods: ozonation, ozonation hydrogen peroxide, hydrogen peroxide and biological post-treatment for ozonated water [J].Ozone: Science & Engineering, 2002, 24: 369-378.

[24]Chaturapruek A, Visvanathan C, Ahn K H.Ozonation of membrane bioreactor effluent for landfill leachate treatment [J].Environ.Technol., 2005, 26(1): 65-73.

[25]Tizaoui C, Bouselmi L, Mansouri L, Ghrabi A.Landfill leachate treatment with ozone and ozone/ hydrogen peroxide systems[J].J.Hazard.Mater., 2007, 140(1): 316-324.

[26]Yan Yunpeng(晏云鹏), Quan Xuejun(全学军), Cheng Zhiliang(程治良), Xu Fei(徐飞), Qiu Facheng(邱发成).Catalytic ozonation of biological treated leachate from municipal solid waste incineration power plant [J].Chinese Journal of Environment Engineering(环境工程学报), 2015, 9(1): 219-224.

[27]Luo Min(罗敏)，Wang Zhansheng(王占生)，Hou Li’an(候立安).Studies on the identification and mechanism of the nanofiltration membrane fouling [J].Technolong of Water Treatment(水处理技术)，1998, 24(6): 318-323.

[28]Wang L, Fukushi K, Sato A.A fundamental study on the application of nanofiltration to water treatment [J].Japan Water Works Association, 2000, 69(5): 35-45.

[29]Hong S K, Elimelech M.Chemical and physical aspects of natural organic matter fouling of nanofiltration membrane [J].J.Membr.Sci., 1997, 132(2): 159-181.

[30]Li Li (李丽).Molecular structure characterizations of different humic acid fractions and their effects on the sorption of phenanthrene[D].Guangzhou: Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, 2003.

[31]Shrawan K Singh, Chris M Moody, Timothy G Townsend.Ozonation pretreatment for stabilized landfill leachate high-pressure membrane treatment [J].Desalination, 2014, 344(7): 163-170.