水是社會*珍貴的資源之一，人口增長、氣候變化已導致水生環(huán)境受到化學微污染物和各種微生物的污染，包括**、**和病毒。水量和水質(zhì)出現(xiàn)明顯下降，即使在衛(wèi)生標準較高的國家水傳播**發(fā)生率也在增加。監(jiān)測和滅活有害微生物是確保高效污水處理和**再利用以避免公共衛(wèi)生和環(huán)境風險的重要措施。

混凝/絮凝是一種傳統(tǒng)的水處理工藝，基于加入化學物質(zhì)（混凝劑和/或絮凝劑），使膠體物質(zhì)（有機和無機化合物）以及多種生物形式（如藻類、**和病毒）形成聚合體（絮凝體）。微生物會附著在形成的絮體上，隨著聚合物沉淀或在過濾器中被保留而被去除，從而減少微生物負荷（SDWF）。

然而，相當一部分微生物仍留存在污水中，這意味著通常會應用*終的**階段，以進一步減少污水中存在的病毒、**和其他有害微生物。氯化、紫外線輻照和臭氧化是*常用的**手段，但它們的廣泛應用受到了一些缺點的限制，如產(chǎn)生有毒副產(chǎn)物、高運營和維護成本等。

因此**氧化工藝（AOPs）應運而生。無論是單獨使用還是與傳統(tǒng)方法相結合，F(xiàn)enton和Fenton-like工藝被證明是*具成本效益、能量效率高和較少繁瑣的AOPs之一。

簡而言之，Fenton過程包括在鐵-催化劑存在下分解過氧化氫，產(chǎn)生羥基自由基，產(chǎn)生的羥基自由基是水處理中*具反應性的氧化劑之一。羥基自由基可通過攻擊DNA的糖或堿基，對微生物的細胞結構，尤其是細胞膜和微生物功能造成長久性損傷。這種攻擊可能導致糖的斷裂、堿基的丟失、端部破碎的糖殘基的鏈斷裂，*終導致細胞裂解。

混凝/絮凝

凝聚/絮凝實驗在JarTest4（VELP）設備中進行，該設備有4個容量為600mL的攪拌杯，具有控制攪拌速度和加熱功能。攪拌杯內(nèi)裝有400mL的STWW，用1mol·L^-1NaOH或1mol·L^-1H₂SO₄調(diào)整pH。加入混凝劑（FeCl₃，40~140mg·L^-1）后，以200r·min^-1的速度攪拌3min以促進均勻混合，然后以15r·min^-1的速度攪拌20min，沉淀至少30min。

Fenton反應

在預先**的玻璃反應器中加入250mL或1L的CTWW，反應器容量略高于樣品體積。反應器裝有水循環(huán)夾層，連接到恒溫水浴槽以控制溫度。達到目標溫度后，加入所需的鐵（FeSO₄·7H2O或FeCl₃）和過氧化氫。在整個過程中，反應器內(nèi)的污水以200r·min^-1的速度攪拌。在特定的反應時間取樣，進行微生物和物理化學分析。

混凝/絮凝過程

采用了三氯化鐵（FeCl3）作為絮凝劑，其使絮凝后的污水（CTWW）中殘留一定量的鐵，從而可作為Fenton反應的催化劑。

為了評估絮凝劑用量的影響，在STWW的自然pH值（7.14）下，絮凝劑用量40~140mg·L^-1范圍內(nèi)進行了5次實驗，結果如表1所示。由表1可知，180、120、140mg·L^-1的絮凝劑用量提供的腸道桿菌滅活值≥98％，而絮凝劑用量為120mg·L^-1時獲得了*高的濁度去除率。

隨著絮凝劑用量的增加，STWW的pH值在絮凝過程后降低得更多。這是由于溶液中鐵的不斷增加，其已知會促使H+的形成。絮凝劑用量還影響了污泥體積，添加鐵的量越多，形成的污泥體積就越大。

除了pH為9的情況外，腸道桿菌的滅活率均高于99%（表2）。然而，眾所周知，pH值對微生物的生長和存活起著重要作用，因此中性介質(zhì)的酸化可能會對**過程產(chǎn)生影響。為評估這種影響，進行了2次控制試驗，未加混凝劑，pH調(diào)整為3和5。顯然，將pH降至3和5導致腸道桿菌的滅活率分別達到83%和47%。因此，可以得出結論，之前獲得的大部分滅活是由酸效應而不是由混凝/絮凝過程導致的。就濁度去除而言，*高值（93%）在自然pH為7.14時實現(xiàn)的。

在pH值為7.14、FeCl₃質(zhì)量濃度為120mg·L^-1的條件下，污水處理后的腸道桿菌數(shù)量大幅度降低。雖然混凝過程有助于顯著去除腸道桿菌，但CTWW沒有達到水處理標準對腸道桿菌的限制，因此基于Fenton氧化實施了進一步**。

在混凝處理（CTWW）后，對污水樣品進行了Fenton處理。通過觀察反應時間、氧化劑和催化劑添加濃度以及溫度進行研究Fenton氧化過程的影響。進行初步試驗，以評估隨時間變化的**效果。反應在25℃下進行，在CTWW的天然pH值條件下，添加了氧化劑（H₂O₂）和催化劑（Fe²⁺），質(zhì)量濃度分別為50mg·L^-1和4mg·L^-1。選擇了較低的鐵離子添加量，預計混凝處理過程中剩余的溶解鐵可以幫助催化過氧化氫的分解。因此，Fenton處理中的總鐵離子質(zhì)量濃度為4.51mg·L^-1。

鐵離子質(zhì)量濃度的影響

隨著反應時間的延長，腸道桿菌的失活率增加，因為Fenton反應可以生成羥基自由基，從而對污水中的微生物產(chǎn)生殺滅作用。在反應開始后的前30min，過氧化氫迅速消耗，**速率*高。然后，在接下來的時間里，**速率逐漸降低，直到120min時，過氧化氫已經(jīng)幾乎全部消耗完畢，不再能產(chǎn)生羥基自由基。

對添加鐵離子質(zhì)量濃度進行了5次不同水平的調(diào)節(jié)，分別為0~10mg·L^-1，對應總催化劑投量為0.51~10.51mg·L^-1，其余條件保持不變（H₂O₂質(zhì)量濃度為50mg·L^-1，初始天然pH值在6.33~7.03之間，溫度為25℃）。

在不含加入鐵離子的實驗中，120min后腸道桿菌滅活率達到了41.8%。這是由于不僅過氧化氫本身具有氧化性，而且溶液中殘留的鐵也可能參與Fenton反應。

增加鐵離子質(zhì)量濃度有望提高羥基自由基的生成量，從而提高**效率。然而，結果顯示，添加7mg·L^-1鐵離子質(zhì)量濃度時，腸道桿菌滅活更為有效（90.7%），而添加10mg·L^-1鐵離子質(zhì)量濃度時，滅活率為77.5%。這可能是由于**反應，即溶液中過量的鐵離子與羥基自由基反應，降低了自由基用于滅活微生物的量。鐵的添加質(zhì)量濃度為7mg·L^-1時效果*好。

過氧化氫質(zhì)量濃度的影響

測試了40、50、75、100、125mg·L^-1時滅活率（Fe2+質(zhì)量濃度為7mg·L^-1，初始自然pH值為6.72~7.01，溫度為25℃）。

在沒有添加過氧化氫的對比組中，在120min后腸道桿菌的滅活率達到了50%。由于氧化劑不存在，正電荷的鐵離子能夠與污水中天然有機物以及微生物建立相互作用，形成鐵-細胞和鐵-天然有機物復合物。這些相互作用可能是由于電荷分布不均或與革蘭陰性菌外膜的脂多糖結合而產(chǎn)生。此外，微生物本身也可能吸附在污水基質(zhì)中存在的顆粒物上。由于試驗在中性pH下進行，F(xiàn)enton過程開始時添加的Fe²⁺可能會沉淀，并帶走附著在沉淀上面的天然有機物中的腸道桿菌，從而導致它們的去除。合適條件下鐵氧化物之間的相互作用也可能對**表面造成強烈的氧化損傷。此外，添加的鐵還可能激活污水中存在的其他化合物，從而形成自由基，促進**。正如預期的那樣，過氧化氫質(zhì)量濃度的增加導致腸道桿菌滅活率增加，尤其是在反應時間短時，羥基自由基的產(chǎn)生速率更高。

鐵的添加對**的影響

隨著H₂O₂質(zhì)量濃度的增加，腸道桿菌的滅活率也隨之提高。為了評估這種改善是否是由于強化的Fenton反應而不是單純過氧化氫質(zhì)量濃度的影響，進行了2次對照試驗。

對照試驗在沒有鐵離子加入的情況下，使用相同條件進行處理（H₂O₂質(zhì)量濃度為100mg·L^-1，CTWW的初始自然pH值為6.63，溫度為25℃），此時，F(xiàn)enton反應由混凝/絮凝過程中剩余的鐵催化。**個對照試驗在相同條件下進行，但使用1∶100稀釋的STWW。設置只有過氧化氫的對照組（H₂O₂質(zhì)量濃度為100mg·L^-1），沒有大量的鐵存在。經(jīng)過120min后，觀察到Fe2+添加為0mg·L^-1的腸道桿菌滅活率為99.7％，而H₂O₂添加為100mg·L^-1的腸道桿菌滅活率為95.6％，相應的腸道桿菌殘留量為20、55CFU·(100mL)^-1。結果與在25℃條件下（加入鐵離子）經(jīng)過120min得到的結果類似，可以發(fā)現(xiàn)在5min后滅活率顯著降低（Fe²⁺質(zhì)量濃度0mg·L^-1和H₂O₂質(zhì)量濃度100mg·L^-1的腸道桿菌滅活率分別為62.3％和60.0％，而Fe²⁺添加為7mg·L^-1則為98.6％），表明鐵對于激活過氧化氫以及加快**過程非常重要。

當絮凝過程在污水的天然pH（7.14）下進行且使用120mg·L^-1的三氯化鐵時，可以獲得*佳濁度和腸道桿菌去除率。關于Fenton過程，確定了100mg·L^-1的過氧化氫和7mg·L^-1的鐵的*佳值。在這些條件下，可以獲得少于10CFU·(100mL)^-1的腸道桿菌值，符合水再利用要求。