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菌渣含有丰富的蛋白、多糖、氨基酸等营养物质，若不对其充分利用，则会造成资源浪费。我国每年产生数量庞大的菌渣，其中好氧堆肥技术是实现菌渣资源化最常用途径。然而，传统堆肥腐熟过程是由自然微生物参与的生理生化过程，存在堆肥周期长、腐熟较慢等缺点[1]。目前，接种外源微生物促进堆肥过程[2]是好氧堆肥应用的常用方式。在应用广泛的外源添加物中，微生物菌剂的添加不仅能加速堆肥进程[3-5]，还可以提高堆肥产品品质。在堆肥初期，接种微生物菌剂可通过菌群联合作用缩短发酵周期[6]。因此，国内外众多学者致力于培养不同功能的微生物菌剂应用于堆肥，使其快速升温，进而缩短堆肥周期。
固态菌剂可弥补液体菌剂存货短、不易运输的缺陷[7]，故得到了广泛应用。目前，常见固态菌剂的制备方法有真空干燥法、低温冷冻干燥、喷雾干燥法等。而微生物固定化技术中的“吸附-包埋”法是近年来新兴的固态菌剂制备技术[8-10]。该技术的产品质量及保质期表现优异，广泛应用于大气和水处理中，但在农业固废处理中的应用却鲜有报道。
本研究利用“吸附-包埋”技术，以多孔淀粉为载体吸附剂[11-13]，将吸附筛选出的微生物进行冷冻干燥[14-18]得到“吸附”产品，即包埋基础产品，再将该产品通过“包埋”技术制备出可应用于菌渣堆肥体系中的新型固态菌剂，并对每个步骤的产品进行效果验证，以期为农用微生物菌剂的制备提供参考。
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1) 供试菌株。供试菌株为课题组前期筛选的堆肥用芽孢杆菌，编号为B402、B409、B508。参考文献[19]的方法制备混合菌剂：利用1.5 L Biltech-3JG-2发酵罐进行混菌发酵；优化培养基为NB，加入15 g·L−1葡萄糖和15 g·L−1酵母粉；培养参数为pH 7.5、转速 250 r·min−1、DO通气比(每分钟通气量与罐体实际料液体积的比值)为2.25 。制得混合菌液记为液态菌剂M，混合菌液的活菌数数量级为1010 cfu·mL−1。
2) 吸附载体及冻干保护剂。载体为多孔淀粉，购买于西安某科技公司，其产品质量符合国家标准（GB 31637-2016）。冻干保护剂有3类：糖类保护剂(乳糖、蔗糖、葡萄糖、海藻糖)、醇类保护剂(甘露醇)、防腐剂(硫代硫酸钠、抗坏血酸、维生素E)。
3) “吸附-包埋”制备法。将液态菌剂M与多孔淀粉按特定比例混合，投加保护剂后置于−80 ℃低温冰箱中预处理30 min；将预处理后的样品置于冷冻干燥机中，等待20~30 min，直到冷冻舱温度低于−40 ℃；在低温下打开真空泵开关，等待10~15 min，直到系统压力低于1.33×104 Pa；待样品干燥完全后取出，一般为24 h。
对冻干过程中用到的糖类保护剂、醇类保护剂和抗氧化剂的种类和浓度进行单因素实验，以此为基础进行响应面优化，以确定最佳冻干保护剂组合，得到粉末态固态菌剂D，记为后续包埋处理的基础产品。将固态菌剂以1∶10的比例置于无菌水中，在40 ℃、160 r·min−1的条件下培养30 min获得发酵液，活菌数的测定采用稀释平板培养计数法，发酵液进行10倍稀释后，涂布平板进行活菌计数。将发酵液在70 ℃下处理15 min 后进行冷却，采用稀释梯度平皿计数法统计活菌数即为芽孢数。通过式(1)和(2)计算存活率和芽孢率。
式中：所有活菌数的单位均为cfu·mL−1。
利用海藻酸钠和CaCl2将包埋基础产品(固态菌剂D)制备成微生物小球(即固态菌剂Q)。包埋处理可进一步提高固态菌剂的保存期，并减少外源微生物菌剂投加到堆体时产生的拮抗及抑制作用。操作过程如图1所示。
4）固态微生物菌剂的产品质量及保存期的确定。与液态菌剂相比，固态菌剂更易运输、保存，货架期更长。为评估固态菌剂中活菌的保存期，每隔7 d测定1次制得微生物菌剂(菌剂M、D、Q)的存活率作为评价指标。 不同保存温度对固态菌剂的保存期可能会产生不同影响。将上述固态菌剂D、Q平均分为3份，每份约80 g，置于食品级PE自封袋中。将其分别置于室温条件下(20 ℃左右)、4 ℃冷藏室中、−20 ℃的冷冻室中，每隔7 d测定1次存活率。
5）菌剂堆肥效果的验证。在PVC箱中进行堆肥实验，堆肥材料为菌渣和秸秆。设置3个实验组，在堆肥初期分别投加放置已保存3个月的菌剂M、D、Q，记为CK、PF、GF组。调整实验条件C/N约为20%，含水率为60%。实验装置如图2所示。
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使用Design-Expert.v8.0.6.1进行响应面分析，采用平板计数法[20]测定有效活菌数。在堆肥效果验证中，温度早晚各测定1次取平均值，且分别在0、3、5、7、14、21、28、35 d时进行翻堆取样，测定堆肥过程中的有机质(organic matter，OM)、可溶性有机质成分的变化及GI，以此衡量不同菌剂处理下的堆肥腐熟度，判断制备菌剂的实际应用效果。
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1) 菌液M与多孔淀粉比例的优化。将菌液M与多孔淀粉以不同比例混合，测定冻干后吸附菌液在多孔淀粉中的存活率[21]和芽孢率。当菌液M(体积)与多孔淀粉(质量)的比例(v∶m)大于2.5时，菌液和多孔淀粉分层现象严重，表明此时多孔淀粉对菌液M已达吸附饱和。如图3所示，随着菌液M与多孔淀粉比例不断提高，产品中活菌存活率不断上升。而从经济角度考虑，确定菌液M与多孔淀粉的最佳混合比例为2.5∶1，此时的活菌存活率为41.08%、芽孢率为46.56%。
2) 冷冻干燥保护剂选择的响应面优化。响应面优化是通过对回归方程的分析来寻求最优工艺参数，解决多变量问题的一种统计方法[22]。对糖类、醇类、抗氧化剂[23]进行单因素实验，进而对冷冻干燥保护剂进行响应面优化。单因素实验结果表明，糖类、醇类、抗氧化剂分别选择质量分数为10%的乳糖、质量分数为2.5%的甘露醇、质量分数为0.015%硫代硫酸钠。
基于单因素实验，选乳糖的质量分数(A)、甘露醇的质量分数(B)、硫代硫酸钠的质量分数(C)3个关键影响因素，进行3因素3水平响应面优化研究；以活菌存活率为评价指标，研究关键影响因素对冷冻干燥后所得产品的综合效应，获得固态菌剂制备的最佳方法。因素水平设计如表1所示，实验方案设计及结果如表2所示，方差分析如表3所示。
以活菌存活率为评价指标对该模型进行方差分析及模型系数检验。由表3可知，模型的P=0.05<0.05，表明模型适应性好，具有统计学意义。由P值可知，模型变量中的A2、B2、C2对存活率影响显著，说明实验因素和响应因素之间不是简单的线性关系。在该模型中，失拟误差为P=0.112 4>0.05，表明模型拟合度较好，失拟误差可能来源于实验中的随机误差。在选取的各因素水平范围内，按照响应的影响因素顺序为A(乳糖的质量分数)>C(硫代硫酸钠的质量分数)>B(甘露醇的质量分数)。
为确定3个因素的最佳组合，对其进行两两交互，绘制响应曲面及等高线图[24]，即1个因素确定1个中值，观察其他2个因素之间的交互影响，并确定最佳范围，结果见图4。
根据响应面优化结果得到冷冻干燥过程保护剂中乳糖、甘露醇、硫代硫酸钠的最佳添加比例，分别为10%~11%、2.4%~2.6%、0.012%~0.015%。根据响应面分析结果，拟合响应面方程如式(3)所示。
通过模型方程确定最佳组合：在乳糖、甘露醇、硫代硫酸钠的质量分数分别为11%、2.6%、0.013%的条件下，预测的最大存活率为91.532 1%(可信度99.8%)。根据模拟得到的最佳组合，进行验证实验。此时，冷冻干燥后菌剂中活菌的存活率为(92.43±1.43)%，芽孢率可达(68.79±2.15)%。一般来说，市面上的冻干保护剂可保证冻干后的活菌存活率>90%。评估表明，优化保护剂与市面上所售冻干保护剂效果相当。该阶段制备的固态菌剂记为菌剂D。制得的固态菌剂实物如图5所示。
活菌数是衡量菌剂质量的关键指标。液态菌剂M中内含大量的芽孢杆菌，芽孢能适应不良环境，对物理伤害和很多有毒的化学物质都有很强的抗性，而在条件适宜时又可转变为营养细胞，从事正常的代谢活动，适合制作农用微生物菌剂，因此，在测定活菌数的同时，测定芽孢率的变化。
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利用海藻酸钠和CaCl2对固态菌剂D进行包埋，得到目标产品固态菌剂Q。以成型及较好的机械强度为前提，确定了最佳CaCl2的质量分数为5%、海藻酸钠的质量分数为6%，掺入量为20%，并将其放置室温条件下失水，以此制备微生物小球。图6为制得菌剂Q的外貌形态照片。
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制备的固态菌剂属于农用微生物菌剂，故将其与农用微生物菌剂国家标准(GB 20287-2006)中的各项指标进行对比(见表4)。对比结果表明，制得的固态菌剂D、Q各项指标均符合国家标准。
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为研究不同温度条件对固态菌剂保存期的影响，研究了固态菌剂的保存温度。由图7可知，在90 d内，3种微生物菌剂的活性均呈现下降趋势。存活率下降最快的是液态菌剂M，在第60天其活性即低至无法检出，此时菌剂已严重腐臭变质，且出现了霉菌。而固态菌剂D、M在90 d后存活率仍然可达44.12%、47.69%，其有效活菌数依然达标。表4中其他指标亦可达到国家标准。
由图8中可知，不同保存温度下，固态菌剂M、Q的最终存活率均可达标，表4中涉及的其他指标在90 d后亦可达标。说明固态菌剂M、Q对保存温度并无苛刻要求。
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将制备的3种微生物菌剂放置90 d后，添加入堆肥初期的堆体中进行效果验证。由图9(a)可知，反应温度变化均呈现先上升后下降的趋势。设置3个处理组(CK、PF、GF)，以初始活菌数相同，CK、PF、GF组添加了保存6个月后的液态菌剂，PF组添加了菌剂M，添加了菌剂Q。3个处理组(CK、PF、GF)的高温期分别持续4、5、5 d，最高温分别为56、60、62 ℃，高温阶段的整体温度趋势为GF>PF>CK。由图7可知，CK处理组在3个月后发生变质、活菌数无法检出，故将其投加到堆体中并无促进作用。与PF处理组相比，GF处理组的效果更佳，说明单位质量GF组菌剂的活菌活性大于PF组，且GF组菌剂在3个月后的存活率更高(见图7)。以上结果表明，研究制得的固态菌剂可在保存若干月后仍维持较高的存活率。在整个堆肥过程中，在升温阶段，GF组菌剂的外貌形态除颜色外并无明显改变；高温期结束后，在堆体中已无法观察到颗粒态的菌剂，说明菌剂的外包结构已被破坏(海藻酸钠和可溶性淀粉已被降解)，致使微生物暴露入体系中，菌剂中的微生物的繁殖提升了堆肥温度，并加速了堆肥进程[25-26]。
随着堆肥进程深入，堆体中有机质不断消耗，呈现下降趋势(见图9(b))。随着微生物的增长繁殖，进入高温期后，有机质以较高速率降解；高温期结束时，降解速度减缓。由图9(b)可知，与放置3个月的液态菌剂相比，PF组和GF组表现出更佳的处理效果，说明与放置3个月失活的液态菌剂相比，固态菌剂存活率更能得以保证，特别是包埋后的GF组菌剂，其处理效果更佳。在堆肥后期(14~28 d)，GF组菌剂的处理效果出现较大幅度下降。其原因可能是：由于此时颗粒态菌剂外表已完全降解，菌剂已全部释放，进一步促进了堆体中有机质的降解。
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堆肥过程中堆体腐殖质的变化可衡量堆体的腐熟度。测定堆肥过程中可溶性有机质(dissolved organic matter，DOM)各成分的变化，并进行了区域积分(荧光区域积分)，结果如图10和表5所示。
在整个堆肥过程中，蛋白质的质量分数从初始的13.60%~18.13%，降至2.93%~3.88%(0~7 d)，说明高温期是蛋白质降解的主要时期。堆肥结束后，蛋白质的质量分数低至0~0.73%。腐殖酸的质量分数由最初的30.37%~33.81%增至80.43%~83.18%。与CK组相比，PF、GF处理组的微生物溶解产物较少且腐殖物质(富里酸和腐殖质)含量较高，说明添加微生物菌剂可促进堆肥的腐殖化过程。而GF处理组效果更佳说明包埋微生物菌剂在3个月后能发挥更好的作用。
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种子发芽指数(germination index，GI)是衡量堆体中是否存在毒性物质的参数之一，也被认为是判断堆肥是否腐熟的间接指标[27]。研究表明，当种子GI达到50%时，可认为堆肥产品的植物毒性在可忍耐的水平；当种子GI达到80%时，可认为堆肥已达到无毒水平，堆肥已经腐熟[27]。由图11可知，3个处理组的种子GI均大于80%，由此可判断本研究的堆体已腐熟，且因为植物毒性低、堆肥效果较好。
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1）利用“吸附-包埋”技术制备新型固态菌剂的最佳制备工艺为：将多孔淀粉与菌液以2.5∶1时混合后进行冷冻干燥，最佳冻干保护剂组合为乳糖11%、甘露醇2.6%、硫代硫酸钠0.013%，得到包埋基础产品(固态菌剂D)，对基础产品进行包埋，得到新型固态菌剂Q。
2）对制备的固态菌剂D、Q进行了产品质量分析，结果表明：初始及3个月后的各项指标均符合国家农用微生物菌剂国家标准(GB 20287-2006)，且对保存温度研究发现，制备的固态菌剂更适宜放置在阴凉干燥环境中。
3）对制备菌剂进行了品质监控，发现菌剂稳定性及存活率均处于较高水平。对菌渣堆肥效果验证表明，与添加液态菌剂M组相比，添加D、Q的2组堆体更早进入高温期，堆体启动较快，且高温期持续时间更长；有机质降解率、最终产品质量更高。上述结果说明，利用“吸附-包埋”技术制备固态菌剂在农用领域是可行的且效果较好，可为今后微生物菌剂的制备提供参考。
多孔淀粉固定化堆肥用微生物菌剂的制备条件优化及其堆肥效果验证
Preparation optimization and performance validation of microbial agent for porous starch immobilized compost
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摘要: 为提升菌渣的堆肥效率，研制了一种保质期较长且可应用于堆肥体系中的固态微生物菌剂。利用堆体中筛选出的微生物制备了混合菌液M，利用多孔淀粉作为吸附载体对其进行吸附，并经冷冻干燥得到包埋基础产品固态菌剂D，然后采用包埋技术将D制成固态菌剂Q。结果表明，新鲜制备的3个阶段微生物菌剂(M、D、Q)的各项指标均符合国家标准；制备3个月后，菌剂Q的存活率仍高达47.69%，远高于菌剂M的0，与比菌剂D提高了8.10%；最终堆肥验证中，菌剂D、Q表现出明显的优势，堆肥过程启动得更早，且腐殖酸含量分别提高了2.61%、3.44%，故菌剂Q的性能最佳。利用“吸附-包埋”技术制备固态菌剂可行且效果明显，可为微生物菌剂的制备提供参考。Abstract: To develop a solid microorganism having a longer shelf life and can be applied to the slag composting system, the mixed bacteria prepared by the microorganisms screened in the stack is prepared by “adsorption-embedded” fixation techniques. A novel solid fungicide Q is prepared by adsorbing the mixed carbide using a porous starch as an adsorption carrier, freeze-drying to obtain a embedding base product, which is recorded as a solid fungicide D, and using embedding techniques to the base product. Results show that the various indicators of freshly prepared microbacterial agents (M, D, Q) meet the national standards. After three months, the survival rate of the bacterioside Q is as high as 47.69%, which is much higher than the 0% of the bacteriosida. It increased by 8.10% compared to the bacterial agent D. In the final compost, the fungicides D and Q showed significant advantages, whereby the compost was started earlier and the humic acid content increased by 2.61%, 3.44% respectively. The bactericide Q showed the optimal performance. The preparation of solid fungicide using the "adsorption-embedded" fixation techniques was demonstrated to be feasible and satisfactory, which can provide reference for the preparation of microbial agents.
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Key words:
- porous starch adsorption /
- embedding /
- composting /
- microbial agent
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城市垃圾转运站渗滤液的处理一直是转运站设计、运行和管理中非常棘手且必须解决的问题。渗滤液是一种成分复杂的高浓度有机废水，若不加处理直接排入环境，会造成严重的环境污染[1]。传统的生物方法处理渗滤液效果不佳，受水质影响严重，且处理周期长。催化湿式氧化技术(CWPO)作为高级氧化技术的一种，具有反应迅速、适应性广、无二次污染等优点，对去除废水中的有毒、难降解的可溶有机物(DOM)效果较好，在处理垃圾渗滤液的应用上具有一定的前景[2-3]。在反应过程中添加催化剂可以降低系统的压力和温度，有利于提高有机物的降解效率，缩短反应时间，降低成本。因而新型高活性、高稳定性的催化剂的研制是当前的研究热点[4-5]。
碳纳米管作为一种新兴的催化剂，有着优良的力学性能和吸附性能，具有耐高温、耐酸碱等特点。在最近的研究中发现，碳纳米管在水处理中具有较高的催化效率[6-9]。但是由于其粒径太小，管的外径一般在几十纳米到几百纳米，而其长度一般在微米级，导致碳纳米管的回收率并不高。碳纳米管作为催化剂和吸附剂被大量使用后，新的环境问题也呈现出来：反应结束后很难分离，排入水体不仅造成资源的浪费而且广泛存在于环境中，新的环境风险也应当被重视。GHOSHA等[10]探究了多壁碳纳米管对植物DNA有一定的损伤，YAN等[11]也报道了单壁碳纳米管对植物根系的影响破坏。近几年来，磁分离作为一种物理回收技术在水处理中获得了许多成功的应用，显示出高效、快速、经济等诸多优点。因此，本课题考虑制备出一种能易于回收且具有高效催化性能的碳纳米管催化剂。
本研究通过化学沉淀法和热处理制备磁性多壁碳纳米管催化剂，应用于垃圾渗滤液的催化湿式氧化实验中，多次重复实验，探究其在处理垃圾渗滤液的反应过程中的活性和稳定性，并计算催化剂的回收率，为相关研究提供参考借鉴。
1. 实验材料与方法
1.1 实验材料
实验所用试剂包括氢氧化铵(25%)、六水合氯化铁(99%)、四水合氯化亚铁(99%)、氢氧化钠、过氧化氢(30%)、硫酸(98%)、硝酸(98%)，均购自北京化工厂。多壁碳纳米管(PMWCN)购自北京德科岛金科技有限公司。药品若未特殊说明均为分析纯。
实验使用的垃圾渗滤液来自北京某一垃圾转运站。渗滤液COD为3 500 mg·L−1左右，pH为7~8，淡黄色，有恶臭气味。
1.2 磁性碳纳米管(MCNT)的制备
根据MOHAMMAD等[12]的方法制备MCNT。首先，将5 g的PMWCN加入到70 mL HNO3(65%)中并在105 ℃下持续搅拌6 h去除杂质，水洗至中性，完成纯化，65 ℃的烘箱中干燥48 h。然后，将0.76 g氯化亚铁和1.84 g氯化铁加入到250 mL超纯水中并在85 ℃下搅拌2 h，逐滴向混合物中加入35 mL氢氧化铵(30%)，之后用强磁体分离出磁性纳米颗粒(MNS)，超纯水冲洗。最后，将磁性纳米颗粒分散在100 mL超纯水中，加入5 g酸洗的PMWCN，在85 ℃下搅拌2 h，利用的零电荷点下的带电互异性使二者结合[12]。最终产物是黑色沉淀物，过滤、冲洗后将磁性碳纳米管(MCNT)在65 ℃下干燥24 h，在115 ℃下煅烧5 h，保存在干燥器中。制备原理如图1所示。
1.3 催化湿式氧化实验
取70 mL垃圾渗滤液原液加入到反应釜中，并加入一定质量的催化剂，密闭升温。当达到设定温度后，向釜体加入一定体积的30% H2O2，继续反应，当达到预设反应时间后，停止加热，打开阀门放水，待出水冷却后用滤膜过滤进行后续的水质分析。
根据课题组已有研究成果[13]，通过正交实验分析，发现反应时间和催化剂投加量这2个因素对CWPO反应影响不显著，因此，本研究重点考虑反应温度和氧化剂当量比(氧化剂的投加量，按照过氧化氢完全氧化有机物所需要的氧的物质的量与有机物的化学需氧量的比)，进行CWPO的反应温度和氧化剂当量比的单因素实验处理结果并分析。同时对比最优条件下的WCNT、WCNT-H2O2和H2O2液相体系分别对渗滤液的COD去除效果。
1.4 分析方法
高温高压反应釜作为CWPO反应容器，其型号SSYH-1，产自江苏海安华达石油仪器有限公司。使用日本日立公司生产的S-4800型扫描电子显微镜(SEM)观察催化剂的微观形态特征。美国Micromeritics公司的ASAP2020型表面积测试仪(BET)测定比表面积。德国Bruker公司生产的D8ADVANCE型X射线衍射仪(XRD )表征晶体结构。
采用COD快速测定仪测定水样的COD值，连华科技有限公司生产。日本日立公司U3900紫外-可见光谱分析有机质含量变化情况。F-4600荧光光谱仪进一步表征水样的特定有机质的种类变化。选用磁铁对磁性多壁碳纳米管进行回收，考察催化剂的回收率。
回收率按照式(1)计算。
K=m1m0×100% (1) 式中：K为回收率；m0为磁性碳纳米管(MCNT)投加量，g；m1为回收的磁性碳纳米管(MCNT)的投加量，g。
2. 结果与分析
2.1 MCNT的表征结果和分析
2.1.1 样品形貌的表征
图2是纯化后无磁性多壁碳纳米管和磁性碳纳米管的SEM照片。从图2(a)和图2(b)可以看出，纯化后的碳纳米管相互交缠在一起，粗细比较均匀，外径为几百纳米，长度可达微米级。图2(c)和图2(d)是添加磁性物质后的碳纳米管的SEM照片，对比图2(a)和图2(b)可以发现，碳纳米管表面有很多的球状或近球状颗粒，碳纳米管与颗粒物质相互交缠，在管壁上形成很多的突起。尽管在SEM观察之前使用超声处理了样品，但是磁性纳米颗粒仍然存在于多壁碳纳米管的表面上，这可归因于磁性纳米颗粒与MCNT之间的强相互作用。
图 2 有磁性和无磁性的碳纳米管SEM的对比Figure 2. SEM images of magnetic and non-magnetic carbon nanotubes2.1.2 BET表征
采用BET分析表征磁性碳纳米管处理前后的比表面积，结果表明，磁性处理后，催化剂的比表面积从342.9 m2·g−1增大到342.9 m2·g−1，原因可能是磁性纳米粒子结合在碳纳米管的表面，并形成一定突起的晶体形态，增大了碳纳米管催化剂原有的比表面积。比表面积的增大促进了催化剂催化性能的增强。
2.1.3 XRD表征
为验证在碳纳米管上形成的纳米物质，进一步进行XRD分析。采用X射线衍射仪对样品的分析，结果如图3所示。碳纳米管在26.2°的特征衍射峰的不明显，这可能由于碳纳米管表面覆盖的磁性物质有关。XRD图中主要衍射峰的位置与标准的XRD卡(JCPDS: 19-0629)中的Fe3O4的衍射峰位置一致，表明碳纳米管负载的铁氧化物主晶相为Fe3O4，也就是磁铁矿，具有强磁性。
2.2 最优条件探究与分析
根据正交实验结果[13]，选取反应时间为60 min，催化剂量为0.1 g·L−1。反应温度和氧化剂添加量对COD去除率的影响见图4。
图 4 反应温度和氧化剂添加量对COD去除率的影响Figure 4. Effect of reaction temperature and oxidant addition on COD removal rate2.2.1 反应温度
在反应时间为60 min，n(COD)∶n(H2O2)=1∶1.8，催化剂添加量为0.1 g·L−1，选取不同梯度温度进行单因素实验。
由图4(a)可知，随着反应温度的增加，COD去除率出现先升高再降低的趋势，并在200 ℃时COD去除率最大，达到83.46%。由于反应温度的升高，H2O2分解产生 · OH的速率加快，体系中 · OH含量增加， · OH与原液中难降解有机物反应使得难降解有机物氧化生成小分子有机物或CO2和H2O，出水COD降低，COD去除率升高。然而随着反应温度的进一步升高，H2O2分解产生 · OH的速率进一步加快，反应釜中存在大量的未参与反应的 · OH，过量的 · OH相互碰撞发生自消灭反应导致实际与难降解有机物氧化的 · OH含量减少[14]。
2.2.2 氧化剂添加量
在反应时间为60 min，催化剂添加量为0.1 g·L−1，反应温度为200 ℃，氧化剂添加量当量比分别为n(COD):n(H2O2)=1∶1.0、1∶1.2、1∶1.4、1∶1.6、1∶1.8、1∶2.0的条件下进行单因素实验。
由图4(b)可知，随着氧化剂的增加，COD去除率出现先升高再降低的趋势。当氧化剂当量比1∶1.8时，COD去除率最高，为81.45%。H2O2的量逐渐增大时，H2O2分解成 · OH的速率增加，体系中 · OH含量也随着增加， · OH与反应釜中难降解有机物反应将其氧化成CO2和H2O或其他易降解小分子物质，出水COD降低，COD去除率升高，当反应釜中H2O2体积进一步增加时， · OH含量增加， · OH会相互碰撞发生自消灭反应[14]，降低整体的氧化能力。因此，最佳的氧化剂添加量n(COD):n(H2O2)=1∶1.8。
综上可知，磁性碳纳米管CWPO实验的最佳条件分别：反应温度为200 ℃，氧化剂添加量为n(COD)∶n(H2O2)=1∶1.8，反应时间为60 min，催化剂添加量为0.1 g·L−1。在最优条件下重复三次CWPO实验，平均的COD去除率为86.38%。出水的色度去除良好，基本呈无色透明。垃圾渗滤液处理前后如图5所示，其中左侧为原液，右侧为反应后出水。
2.3 催化性能的探究
选取最优的CWPO条件，分别在体系中添加WCNT、WCNT-H2O2和H2O2，反应60 min后测出水的COD值。从图6可以看出，WCNT的去除率最低，仅有28.2%。WCNT-H2O2和H2O2对比发现，在反应60 min后，出水的COD从910 mg·L−1降低到了486 mg·L−1，去除率提升近1倍。这表明WCNT的催化效果良好，可能取决于碳纳米管本身结构的特殊性和经过酸洗纯化后端口的氧化性基团的作用[14]。
图 6 添加WCNT、WCNT-H2O2和H2O2的效果对比Figure 6. Comparison of effects with WCNT, WCNT-H2O2 and H2O2 addition2.4 出水水质的DOM分析
为了分析反应前后水质的DOM组分的变化，对反应前和最优条件CWPO实验的出水进行三维荧光光谱和紫外-可见光谱检测和分析。
2.4.1 三维荧光光谱
磁性碳纳米管CWPO实验最优条件下的三维荧光光谱如图7所示。图7(a)代表处理垃圾渗滤液原液的三维荧光光谱，图7(b)代表最优条件的三维荧光光谱。
图 7 垃圾渗滤液处理前后的三维荧光光谱Figure 7. 3D-EEM spectra of landfill leachate before and after treatment图7可知，在最佳工艺条件下，反应对原液中的类腐殖酸、可见光区类富里酸以及高激发波长类色氨酸去除明显，同时对紫外区类富里酸和低激发波长类色氨酸也有一定的去除效果[15]。
表1为可溶性有机物的主要荧光峰区对应的各类有机物。表2为处理前后的DOM光谱参数，结合表1发现，原液r(B/C)值经过氧化后上升，说明原液经过催化氧化反应后腐殖化程度降低，溶解性有机物的相对分子质量下降，整体的芳香性减弱。r(F/B)值的升高说明出水中的DOM所占的比例增加，同时也说明了腐殖酸所占的比例有所降低。r(F/E)值的降低说明原液中难降解有机物经过处理后所占比例下降，出水易降解有机物所占比例升高，更利于生化反应的进行[16-18]。有研究[19]表明，f(450/500)的比值与DOM的来源有关，反应前后f(450/500)值均高于1.9，说明原液及出水的腐殖酸来源主要以生物源为主，经过反应后，f(450/500)升高，说明出水中的苯环芳香类物质所占的比例减少，芳香性减弱，可生化性提高[20]。
表 1 溶解性有机物的主要荧光峰Table 1. Main fluorescent peaks of DOM荧光峰 激发波长(Ex)/nm 发射波长(Em)/nm 溶解性有机物种类 A 350~440 430~510 类腐植酸 B 240~270 370~440 紫外区富里酸 C 310~360 370~450 可见光区类腐植酸 D 220~230 280~310 低激发波长类酪氨酸 E 270~280 280~310 高激发波长类酪氨酸 F 220~280 320~350 低激发波长类色氨酸 | Show Table
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表 2 处理前后DOM光谱参数Table 2. Spectrum parameters of DOM垃圾渗滤液 r(B/C) r(F/B) r(F/E) f(450/500) 原液 0.574 0.496 3.404 1.914 最优 0.745 0.697 0.823 2.011 注：r(B/C)、r(F/B)和r(F/E)表示各分区内的荧光峰强度的比值，f(450/500)表示激发波长和发射波长分别在450 nm和500 nm处的荧光峰强度的比值。 | Show TableDownLoad:
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2.4.2 紫外-可见光谱
磁性碳纳米管CWPO实验最优条件下的紫外-可见光谱如图8所示。
由图8可知，原液中所含有的K吸收带(220~250 nm)的吸光度下降明显，说明原液中所含的共轭体系强度下降，同时在200 nm处以及260~270 nm处吸光度也明显下降，说明原液苯环或杂环类物质含量降低[21]。
由表3可知，UV254值的下降说明羰基等共轭双键类物质及苯环类物质含量下降，可生化性提高，有机物的相对分子质量减少，芳香性减弱。UV280的下降说明出水较原液的芳香性减弱，相对分子质量减少。UV410值的下降说明共轭体系强度有所减弱，色度也明显降低。E253/203值的减少说明芳环取代基由羧基、羰基、胺基等官能团转化为脂肪族官能团。原液E250/365值小于3.5，说明原液中的有机物主要以腐殖酸的等大分子物质为主，经过反应后E250/365大于3.5，说明出水中的溶解性有机物主要以富里酸等小分子物质为主，表明出水的腐殖化程度降低，相对分子质量减少[22-23]。
表 3 处理前后紫外光谱参数Table 3. Spectrum parameters of DOM垃圾渗滤液 UV254 UV280 UV410 E253/203 E250/365 原液 1.991 1.663 0.119 0.481 3.177 最优 0.313 0.205 0.014 0.130 11.239 | Show TableDownLoad:
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2.5 催化剂的分离效果对比
图9分别为磁性碳纳米管开始沉淀、重力沉淀20 min、磁力回收30 s、不含磁性的碳纳米管自然重力沉淀5 h时的沉淀效果图。可以看出，磁性碳纳米管在自然重力沉降条件下20 min 内沉淀完全，在外强磁场作用下30 s内可实现快速分离，而自然沉淀5 h后的无磁性碳纳米管混合液未见明显变化，须经过滤装置进行过滤才能实现固液分离。
图 9 磁性碳纳米管和无磁性碳纳米管沉淀效果对比Figure 9. Comparison of precipitation effects between magnetic carbon nanotubes and non-magnetic carbon nanotubes2.6 多次重复实验后催化剂的稳定性与回收率
为了考察磁性碳纳米管作为催化剂的稳定性和回收率，进行5次催化湿式氧化对垃圾渗滤液的实验研究。实验结果见图10。
由图10(a)可以看出，催化剂重复利用后，COD去除率略有降低，可能的原因是在反应过程的液相体系内，由于一部分有机物分解成有机羧酸以及产生的二氧化碳形成的碳酸，导致体系的pH降低，碳纳米管表面的磁性颗粒被消耗反应掉一部分。活性组分的减少，导致催化剂活性降低，COD的整体去除效率降低。但是从第2~5次使用后，COD的去除率基本趋于稳定，第5次使用的COD去除率仍可达到81.49%，说明该催化剂稳定性良好。
5次实验的回收率如图10(b)所示。5次实验后发现，每次磁性碳纳米管催化剂的回收率基本能稳定在91%，具有很好的预期效果。
3. 结论
1)采用化学沉淀法合成的磁性碳纳米管，形成的磁性纳米颗粒表面性质均一，稳定的结合在碳纳米管的表面，表征结果为具有强磁性的Fe3O4。
2)以制备的磁性碳纳米管作为催化剂对渗滤液进行CWPO实验，反应温度为200 ℃，n(COD)∶n(H2O2)=1∶1.8，反应时间为60 min，催化剂添加量为0.1 g·L−1，COD去除率达到86.38%，说明磁性碳纳米管具有良好的催化效果。
3)对进出水三维荧光光谱及紫外-可见光谱分析表明，以磁性碳纳米管作为催化剂进行CWPO实验，实验对渗滤液中的类腐殖酸，紫外区类富里酸，可见光区类富里酸，低激发波长类色氨酸及高激发波长类色氨酸等有较好的处理效果。原液K吸收带经过反应过后强度显著降低，200 nm及260~280 nm处出现的吸收带经过反应后强度明显下降，说明实验对渗滤液所含双键共轭体系及苯环或杂环芳烃的物质有较好处理效果。
4)该合成材料解决了常规碳纳米管在使用过程中分离困难的弊端，在自然重力沉降条件下20 min 内沉淀完全，而在外强磁场作用下30 s 内可实现快速分离。
5)对磁性碳纳米管催化剂进行重复利用实验，发现在5次实验后，垃圾渗滤液的COD去除率仍可达81.49%，说明催化剂稳定性良好。对催化剂进行磁力分离回收，5次实验后回收率基本能稳定在91%，具有很好的预期效果。
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图 3 不同菌液与淀粉比例下的存活率及芽孢率
Figure 3. Bacteria survival rate and spore rate under different ratios of bacterial liquid to starch
图 6 将微生物小球室温下失水后得到的固态菌剂Q
Figure 6. Solid agent Q obtained by dehydration of microbial balls under room temperature
图 7 3种制备菌剂的存活率随时间的变化
Figure 7. Changes of the survival rate of the three preparation agents over time
图 8 菌剂D、Q在不同保存温度下的存活率
Figure 8. Survival rate of bactericidal agent D and Q at different storage temperatures
图 9 堆肥过程中温度和有机质的变化
Figure 9. Changes of temperature and organic matter during composting
图 10 堆肥过程中DOM的三维荧光图
Figure 10. Three-dimensional fluorescence of DOM during composting
表 1 设计因素编码与水平
Table 1. Design factor coding and level
水平 因素 A B C −1 8% 2% 0.010% 0 10% 2.5% 0.015% 1 12% 3% 0.020% 注：A为乳糖的质量分数；B为甘露醇的质量分数；C为硫代硫酸钠的质量分数。
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表 2 响应面优化设计及实验结果
Table 2. Response surface optimization design and experimental results
分组 因素 活菌存活率 A B C 1 12% 2.5% 0.020% (79.86±0.06)% 2 10% 2% 0.020% (84.20±0.02)% 3 12% 2.5% 0.010% (89.90±0.13)% 4 10% 2.5% 0.015% (90.56±0.02)% 5 12% 3% 0.015% (89.60±0.06)% 6 8% 2.5% 0.020% (78.50±1.04)% 7 8% 2% 0.015% (78.69±0.13)% 8 10% 2% 0.010% (83.50±0.09)% 9 10% 2.5% 0.015% (89.60±0.12)% 10 10% 2.5% 0.015% (91.60±0.04)% 11 10% 3% 0.010% (84.20±0.26)% 12 8% 3% 0.015% (75.90±0.11)% 13 10% 2.5% 0.015% (89.14±0.02)% 14 10% 3% 0.020% (79.50±0.14)% 15 10% 2.5% 0.015% (88.90±0.06)% 16 8% 2.5% 0.010% (77.21±0.08)% 17 12% 2% 0.015% (81.50±0.27)% 注：A为乳糖的质量分数；B为甘露醇的质量分数；C为硫代硫酸钠的质量分数。
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表 3 回归方程的方差分析表
Table 3. Analysis of variance table for regression equation
因素及误差 变差平方和 自由度 均方 F Pr> F 显著性 A(乳糖) 116.74 1 116.74 42.15 0.000 3 + B(甘露醇) 0.21 1 0.21 0.077 0.788 8 C(Na2S2O3) 20.32 1 20.32 7.34 0.030 3 + AB 29.65 1 29.65 10.71 0.013 6 + AC 32.09 1 32.09 11.59 0.011 4 + BC 7.29 1 7.29 2.63 0.148 7 A2 105.68 1 105.68 38.16 0.000 5 + B2 52.39 1 52.39 18.92 0.003 4 + C2 54.04 1 54.04 19.51 0.003 1 + 模型 442.38 9 49.15 17.75 0.000 5 + 残差 19.39 7 2.77 失拟误差 14.41 3 4.80 3.86 0.112 4 纯误差 4.98 4 1.24 − 注: Pr > F表明无显著影响的概率。“+”为显著相关。
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表 4 自制微生物菌剂性能与国家标准的对比
Table 4. Comparison of self-made microbial agents and national standards
菌剂类型或国家标准 有效活菌数/(cfu·g−1) 霉菌杂菌数/(cfu·g−1) 水分 细度 pH 保证期 农用微生物菌剂国家标准（粉剂）（GB 20287-2006） ≥2×108 3.0×106 ≤35% ≥80% 5.5~8.5 6个月 自制微生物菌剂D ≥1.7×1010 0 6.25% 合格 6.66±0.02 − 自制微生物菌剂Q ≥3×109 0 ≤15% 合格 6.98±0.08 −
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表 5 三维荧光各区域DOM含量变化
Table 5. Change of DOM content in each region of three-dimensional fluorescence
处理组 堆肥时期 各DOM区域组分含量 区域Ⅰ 区域Ⅱ 区域Ⅲ 区域Ⅳ 区域Ⅴ CK 0 3.27% 10.33% 5.84% 38.21% 30.37% 第7天 0.51% 3.37% 7.02% 19.98% 70.32% 第35天 约为0 0.92% 6.79% 13.67% 80.43% PF 0 5.47% 12.66% 6.86% 41.85% 33.16% 第7天 0.54% 3.21% 6.53% 20.55% 70.51% 第35天 约为0 0.34% 6.27% 12.97% 82.53% GF 0 3.54% 11.54% 6.47% 43.17% 33.81% 第7天 0.36% 2.57% 6.32% 18.59% 73.82% 第35天 约为0 约为0 5.92% 13.20% 83.18%
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