化學強化一級處理工藝用于滲濾液資源化利用研究

【中圖分類號】：×703 【文獻標志碼】：A 【文章編號】：1008-3197（2025）04-29-08

【DOI編碼】：10.3969/j.issn.1008-3197.2025.04.008

ChemicallyEnhancedPrimaryTreatmentProcessforLeachate Resource Utilization

CENBenqiang1，2，WANGLianjie2，ZHAO Liwei2，GEN Hongxin2，ZHANG Lin2，LIU Peng2，LI Wei2 （1.CollegeofEnvironmentalScienceandEngneering，ankaiUnivesityianj3Oo5o，China;2.TianjinCapitalEnviotal Protection Group Company Limited，Tianjin 3Oo381，China）

【Abstract】：To solve the problem that the leachateof waste incineration plants contains pollutants suchas heavy metal ions exceeding the standard，making the traditional activated sludge process unsuitable，achemically enhanced primary treatment（CEPT）process was emplayed to selectively remove harmful substances from the leachate and recycle the organic matter for resource utilization.The results showed that the CEPT process could recover over 92% of the organic matter in the leachate and reduce over 80% of harmful substances such asheavy metals，SS，and TP.The leachate-derived organic matter demonstrated eficacy similarto commercial sodium acetate increasing the TN removal rate of sewageby over 15% ：

【Keywords】： chemically enhanced；waste incineration plant；leachate

焚燒作為一種有效減少垃圾填埋量、降低垃圾對環境和公眾健康危害的新方式，是解決垃圾問題的重要手段，為生態文明建設發揮著關鍵作用。但焚燒廠及收集壓縮轉運站在堆酵、壓濾過程中產生的大量垃圾滲濾液是一種污染性極強的高濃度有機廢水，含有大量的有機物質（總有機碳、揮發性脂肪酸和腐殖質等）氨氮、無機組分 （Ca²⁺?Mg²⁺?HN₄⁺?Fe²⁺?Mn²⁺ /CI-）、重金屬離子 （As，Hg，Cd，Cr，Cu，Pb） 和其他有機化合物（氯代脂肪族化合物 ，C₆H₆.C₆H₅OH.C₇H₈， 鄰苯二甲酸鹽），毒性大、可生化性差，傳統的活性污泥處理工藝難以適用。當前我國采用的滲濾液處置工藝主要有預處理 +MBR+ 膜深度處理、預處理 + 兩級DTRO、預處理 + 高級氧化 + 生化深度處理、預處理 + 蒸發結晶 + 深度處理等3，處理設備的購買及維護成本較高（150～200元/t）。另一方面，由于居民生活方式變化、污水管網滲漏等綜合作用的影響，國內城鎮污水處理廠長期面臨著原水碳源不足、脫氮效果差等問題，需要通過外購商業碳源提高出水水質，大大增加了污水處理的運營成本。

垃圾滲濾液中含有大量易生物降解的有機質，特別是新產生的滲濾液COD質量濃度一般超過 20g/L 且具有較高的BOD/COD，VFA/TOC通常高于 70%^[6] 與市政污水協同處理時可以提高反硝化速率；因此將垃圾滲濾液輸送出燒廠與城市污水合并處理，不僅可以節省單獨建設垃圾滲濾液處理系統的高額費用，還可以降低污水處理廠部分碳源投加費用。為減輕直接合并處理時垃圾滲濾液中有毒有害物質對城市污水處理系統的沖擊危害，滲濾液首先應該進行預處理，去除重金屬離子、SS等污染物質，改善其可生化性、降低有害負荷，為合并處理創造良好的條件。

化學強化一級處理工藝是一種污水處理物化工藝，通過投加化學藥劑來增強一級處理的效果，提高污水中污染物質的去除率，為后續處理工藝創造良好的進水水質。目前鮮見使用化學強化一級處理工藝回收垃圾滲濾液中有機質的研究報道，本文通過投加經過特殊調配的混凝劑和絮凝劑，使滲濾液中的膠體顆粒、重金屬、TP等污染物絮凝成較大的絮體，然后通過沉淀的方式將絮體去除，從而降低垃圾滲濾液毒性，此外保留滲濾液大部分溶解性有機質。

1材料與方法

1.1水源與水質

1）垃圾滲濾液。來自市某垃圾焚燒發電廠滲濾液儲池，是一種帶有惡臭氣味的黑色液體， pH 值為6.9～7.1，COD質量濃度為 30000～69000mg/L ，BOD質量濃度為 15000～32000mg/L ，BOD/COD 在0.5左右，TN質量濃度為 1600～2000mg/L NH₃ -N質量濃度為 1400～1700mg/L ，主要重金屬含量見表1。

表1滲濾液主要重金屬污染物質量濃度 mg/L

續表1 mg/L

2）市政污水。序批式活性污泥法（SBR）試驗進水來用市某污水處理廠進水水源。見表2。

表2市政污水主要污染物質量濃度 mg/L

1.2試驗材料與設備

試驗所用主要藥劑有氧化鈣（ CaO ，分析純，市大茂化學試劑廠）、氫氧化鈉（ NaOH ，優級純，市大茂化學試劑廠）、三氯化鐵（ FeCl₃ ，分析純，市大茂化學試劑廠）、硫酸亞鐵（ FeSO₄ ，分析純，市大茂化學試劑廠）。

主要儀器有自動攪拌器（JJ-4A，國華電器有限公司）、高壓蒸汽滅菌鍋（SX-500，日本TOMY公司）離心機（JW-3024HR，安徽嘉文儀器裝備有限公司）雷磁pH計（SJ-6L，上海儀電科學儀器股份有限公司）、鼓風干燥箱（BPQ-9106A，上海一恒科學儀器有限公司）、箱式電阻爐（SXJK-5-13D，市泰斯特儀器有限公司）、離子色譜分析儀（ICS-600，美國賽默飛世爾科技公司）電感耦合等離子體發射光譜（iCAP-7200，美國賽默飛世爾科技公司）。

1.3試驗方法

1.3.1化學強化一級絮凝試驗

采用靜態燒杯試驗，將 1000mL 滲濾液倒入燒杯中，放置在攪拌器上，攪拌速度 100r/min ，攪拌開始后加入助凝劑（ CaO，NaOH 等）調節滲濾液 pH 值，攪拌20～30min 待 pH 值穩定后，加人絮凝劑 （FeCl₃，FeSO₄） 等）繼續攪拌 60min ，反應完成后停止攪拌，靜置 ^1h 取上清液檢測COD、TP、TN、重金屬等指標，下沉污泥經過濾后測量含水率、SS、VSS等指標。

1.3.2SBR試驗

SBR反應器由塑料制成，單個反應器體積為30L，有效體積為 25L_? 。反應器底部設置排泥出口，通過頂部開口實現進水，使用筆水器實現出水，整個試驗過程均在自然變化的室溫下進行。操作過程包括進水厭氧段6h、曝氣好氧段 6n 缺氧段 6n 沉降排水段6h，反應時間和運行狀態可由控制面板控制。進水由隔膜泵供應，進水量由液位開關控制，可自動關停；厭氧、好氧和缺氧段均采用底部推流器進行持續攪拌，減少非好氧階段氧氣的進人；好氧段采用微孔曝氣頭在底部曝氣；沉降階段關閉推流器，自然靜置形成泥水分層，排水階段的排水體積為 50% ；利用蠕動泵和自動開關控制SBR缺氧段每日碳源投加量。

進行3組試驗：一組為空白組，添加去離子水；一組添加等COD當量的滲濾液有機質；一組添加商業乙酸鈉溶液。3組SBR裝置的MLSS控制在 4.50～5.50 g/L ，定期取3組SBR出水進行污染物檢測。

1.4分析方法

滲濾液 pH 值使用雷磁pH計測定；污水DO使用HACH便攜式多功能水質測定儀測定；滲濾液電導率使用電導率儀測定； NO₃^- 和短鏈脂肪酸含量由離子色譜分析儀測定。COD測定采用快速消解分光光度法；TN測定采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法；NH₃–N 測定采用納氏試劑分光光度法；TP測定采用鉬酸銨分光光度法；重金屬測定采用電感耦合等離子體發射光譜法。

2結果與討論

2.1污染物組分

為了探究垃圾滲濾液不同季節污染物濃度變化規律，分別分析3、6、9、12月滲濾液污染物成分。6月垃圾滲濾液中的有機質含量最高， COD≈70000mg/L 表明滲濾液具備較高的資源化潛力，同時滲濾液的可生化性較好，在不同季節BOD/COD均達到0.5，說明滲濾液中存在大量可被微生物生化利用的有效有機質。同時，滲濾液中的TP隨時間變化不明顯，全年基本保持在 70～80mg/L ;而TN和 NH₃ -N在6月質量濃度較高，分別達到約 2100mg/L 和 1900mg/L ，并且 NH₃- N占TN的比例超過 90% 。此外，滲濾液的懸浮物SS質量濃度在 5000～10000mg/L，pH 值穩定在7.0左右。重金屬檢測中，Cd幾乎檢測不出，主要超標的重金屬為 Pb，As，Cr ，分別超標了0.5、2.5、3倍，因此考慮到重金屬超出規定限值導致的生物毒性，需要通過特殊手段處理超標的重金屬，防止協同處置時對活性污泥產生毒害。見圖1。

圖1滲濾液中污染物濃度隨季節變化

2.2污染物去除機理分析

2.2.1對滲濾液中有機質的保留機理

溶解性有機物一般都具有親水性，而且在水中此類物質也具有電解質的特性。在滲濾液水體中，溶解性有機物一般都會帶負電荷。有機物所帶的電荷一般與無機膠粒所帶電荷不同，無機膠粒所帶電荷的形成原因是表面吸附作用所造成的雙電層結構；而有機物上的負電荷是因為極性官能團會發生電離作用，極性官能團包括脂肪基、磺酸基、羧基、胺基、酚基、磷酸基等，在這種條件下，當帶有大量正電荷的鐵鹽混凝劑加人到滲濾液中時，會在不同 pH 環境下與負電荷有機物發生不同反應。研究表明，不同的 pH 環境下，鐵鹽會產生不同的物質形態。具體來說，當pH值為2.18時，水體中 Fe³⁺ 和 Fe（OH）²⁺ 是Fe（III的主要成分； pH 值為4時，水體中 Fe（OH）₂⁺ 和 Fe（OH）²⁺ 是Fe（III）的主要成分； pH 值為6～8時，水體中 Fe（OH）₂⁺ 和Fe（OH）₃ 是Fe（II）的主要成分[，這表明當 pH 值 ^lt;8 時，大量的鐵氫氧化物會發生吸附電性中和作用，從而減弱有機質膠粒或微小粒子之間的靜電斥力脫穩凝聚，大大降低滲濾液有機質濃度； pH 值為10～12時，廢水中 Fe（OH）₃ 是Fe（III）的主要成分，這是因為 pH 過高，水中的OH會優先同低聚合度和中聚合度的水解產物反應，生成高聚合度的水解產物，從而減弱電中和能力[。見圖2。

圖2滲濾液污染物去除機理分析

調節 pH 在10以上來控制鐵鹽在滲濾液中的物質形態，從而主要生成 Fe（OH）₃ 。 Fe（OH）₃ 在沉淀的過程中會對溶液中膠體顆粒（如顆粒態有機質）和懸浮固體進行卷掃，達到去除水中膠體的目的；因此，相對于電性中和，只有少部分顆粒態有機物也可以吸附在已經形成的金屬氫氧化物表面，大部分滲濾液中溶解態有機物被保留下來。

2.2.2對滲濾液重金屬的去除機理

初始滲濾液處于偏酸性或中性pH值條件下，有機物中氨基和羧基有機分子與金屬陽離子（如Cr離子、Pb離子 、2n 離子等）相互作用形成不溶性金屬絡合物。通過向滲濾液中投加助凝劑，可以使金屬離子和羥基發生反應，生成難溶的金屬氫氧化物沉淀[2}；同時，鐵鹽在堿性溶液中能生成吸附力極強的膠團Fe（OH）₃ ，具有較高的比表面積，能夠吸附、捕集滲濾液中微小的重金屬氫氧化物、絡合物懸浮物，因此滲濾液中的重金屬濃度大大降低[3]。

基于以上兩個機理，滲濾液中的有機質被最大程度保留，重金屬、懸浮物等有害成分被去除，提高了滲濾液的可生化性，降低毒性，有利于滲濾液與污水協同處理。

2.3雙堿添加對滲濾液污染物去除的影響

大部分重金屬從溶液中分離的主要方式是形成氫氧化物沉淀。見圖3。

圖3不同重金屬氫氧化物沉淀最佳pH范圍

為了探究助凝劑添加量對滲濾液污染物去除率的影響，使用 NaOH 作為 pH 調節劑、 FeCl₃ 作為混凝劑。經過 _NaOH-FeCl3 體系處理后，滲濾液的COD質量濃度僅降低了約 10% ，表明該方法對滲濾液的有機質保護較好；而TP、TN的去除率分別為 87% 和 10% 。

TP去除率高是因為鐵鹽的加入形成磷酸鐵沉淀

Fe³⁺+PO₄^3-?FePO₄↓

TN的去除是因為堿液的加入破壞了 NH₄⁺ 的水解平衡，促使平衡反應向右進行

NH₄⁺+OH^-NH₃?H₂O

同時在劇烈攪拌作用下 NH₃ 揮發到空氣中，使得滲濾液的TN下降

NH₃?H₂ONH₃↑+H₂O

此外，重金屬檢測表明 Pb 可達到標準限值以下，但對As ?^Cr 的去除率較低，分別只有約 20%.40% 。這是因為As沒有氫氧化物沉淀，通常利用 AsFeO₄ ！Ca₃（AsO₄）₂ 或 As₂S₃ 混凝沉淀來去除As；而 Cr 的去除率與鐵鹽用量、溶液 pH 相關。見圖4。

為了降低成本、提高As的去除率，采用CaO代替部分 NaOH 調節滲濾液 pH ，分別向滲濾液中添加1、2、5g/LCaO 和固定質量濃度的 NaOH（0.5g/L） ）、 FeCl₃ 0 （1.5g/L） 。隨著CaO質量濃度的增加，滲濾液COD的去除率基本保持在 10% 以內，表明 CaO 對COD的去除率基本無影響，而CaO的工業成本僅為NaOH的 20% ，可以降低處理成本。當CaO質量濃度從 1g/L 提高到5g/L 時，TP、As、Cr的去除率分別提高了 20% 、 30% 、40% 。見圖5。

圖5CaO對滲濾液污染物去除效果

對TP，大量CaO的加入促使更多 Ca₃（PO₄）₂ 沉淀的形成，從而大大降低了滲濾液中TP的質量濃度

2PO₄^3-+3Ca²⁺?Ca₃（PO₄）₂↓

對As，CaO在 pH 為10.5左右條件下，可將高砷水中As的質量濃度下降到 10ug/L^[14]

2AsO₄^3-+3Ca²⁺?Ca₃（AsO₄）₂↓

更高的 CaO 濃度生成更多的砷酸鈣和亞砷酸鈣，導致As質量濃度下降。見表3。

表3砷酸鈣鹽的溶度積

對Cr，研究表明 pH 調節到 8.5～9.4 可有效沉淀重金屬 Cr^[15] ，因此大部分 Cr 以氫氧化物沉淀的方式沉降在底部。

綜上， CaO 的添加促進了As的去除，節省了NaOH的添加量，但是去除率并不能滿足排放標準，需進一步細化研究。

2.4鐵鹽添加對污染物去除的影響

固定 CaO-NaOH 添加量為 4g/L-0.5g/L ，為了探究 FeCl₃ 的添加量對滲濾液中有機質及污染物去除率的影響，分別進行 0.25、0.5、1.5、2.5g/L 共4組不同FeCl₃ 質量濃度的絮凝試驗。 FeCl₃ 質量濃度的升高，對COD、TN和TP的去除效果影響不大。見圖 6

圖6FeCI添加量對滲濾液污染物去除效果

鐵鹽質量濃度的提高并沒有提高COD的去除率，這是因為當滲濾液 pH 控制在10～12時， FeCl₃ 在溶液的主要成分是 Fe（OH）₃ ，其電性中和作用較弱，卷掃網捕作用極強，因此相對于中性條件對COD的去除率較低。為了驗證上述理論，分別在堿、鐵鹽、堿 + 鐵鹽3個體系下進行滲濾液處理試驗。單一堿體系、鐵鹽-堿體系對有機質的去除效果微弱，但單一鐵鹽體系使得COD質量濃度下降了約 30% ，表明在中性條件下鐵鹽形成了大量的 Fe（OH）₂⁺ 和 Fe（OH）²⁺ 吸附溶解性有機物（帶負電），電性中和作用增強，大量有機質從溶液脫除。見圖7。

AsCr的去除率隨 FeCl₃ 質量濃度的增加而提高。見圖8。

圖7不同體系對滲濾液中有機質的去除效果

這是因為 FeCl₃ 在溶液中極易水解生成 Fe（OH）₃ 并與As吸附和共沉淀，形成砷酸鐵沉淀[]

Fe³⁺+AsO₄^3-?FeAsO₄↓

在該反應條件下， Fe³⁺ 在液相環境中發生水解反應并形成大量的絡合離子和多核絡合物

Fe³⁺+（3+x）H₂O?FeO（OH）（H₂O）_1+x+3H⁺（7）

通過吸附、架橋、交聯等作用使溶液中的膠體顆粒相互碰撞形成礬花，進而沉淀去除

圖8FeCI添加量對滲濾液重金屬去除效果

為了探究 Fe³⁺/Fe²⁺ 雙鐵鹽系統對滲濾液中污染物的去除效果，分別使用亞鐵鹽、鐵鹽亞鐵鹽混合混凝劑進行試驗。見圖9。

圖9雙鐵鹽系統對滲濾液中污染物的去除效果

添加CaO和 Fe²⁺ 后，TP和As的濃度下降明顯，As的去除率接近 100% ，比 Fe³⁺ 體系的 55% 去除率高得多。這是因為 Fe²⁺ 與As形成的砷酸亞鐵類礦物具有極低的溶解度，屬于藍鐵礦族 Fe₃（AsO₄）₂?8H₂O ，其溶度積為 logK_sp=-33.25^[18] 。此外，研究[發現，在一些還原性地下水和堿性水體中砷鐵礦是過飽和的，進而認為砷鐵礦是一些還原性水體和堿性水體中穩定 As（V） 的重要原因；由此可以預測，形成砷酸亞鐵類礦物是亞鐵穩定化砷的重要機理之一，而在 Fe³⁺ 體系中， Fe³⁺ 與As形成的主要為臭蔥石 FeAsO₄?2H₂O 和無定型的砷酸鐵，臭蔥石容易發生不一致溶解形成 Fe（OH）₃ 和砷酸根陰離子20]，導致總砷重新擴散到水體中，從而降低了去除率

FeAsO₄?2H₂O（s）+H₂O（1）?

H₂AsO₄^-（aq）+Fe（OH）₃（s）+H⁺（aq）

CaO-Fe²⁺ 體系對 Cr 的去除率在 ^4h 內提高至60% ，但明顯低于 CaO-Fe³⁺ 體系中 80% 的去除率，可能是因為 Cr 的弱結合態主要以 Cr³⁺ 形式存在，在 Fe³⁺ 存在下更容易發生反應2

xCr³⁺+（1-x）Fe³⁺+4H₂O?Cr_xFe_1-x（OH）₃（s）+3H⁺

而 Fe²⁺ 體系在強堿性環境中反應較慢[22]。

CrO₄^2-+3Fe²⁺+8H⁺?3Fe³⁺+3Cr³⁺+4H₂O

為了進一步探究 Fe³⁺-Fe²⁺ 的比例對As、 .cr 去除率的影響，分別進行不同質量比例的 Fe³⁺-Fe²⁺ 雙鐵鹽試驗。 為 3：0 時，Cr的去除率最高（約75% ），這是由于鐵鹽與 Cr 在高 pH 值下形成了氫氧化物共沉淀，從而大大降低了Cr在溶液中的離子態形式； FeCl₃ ：FeSO4為 0：3 時，As的去除率最高（約 95% ），這是因為 Fe²⁺ 與As形成的砷酸亞鐵類礦物具有極低的溶解度，屬于極穩定的藍鐵礦族，因此大大提高了總砷的去除率。見圖10。

圖10不同亞鐵/鐵鹽比例對重金屬去除率影響

綜合試驗結果，選擇 FeCl₃ ： FeSO₄=2：1 的質量比例，可以同時保證As和 Cr 的綜合去除率，進而實現滲濾液重金屬濃度達標。

為了探究反應時間對污染物去除的影響，分別在反應第 0.5，1.2h 取樣進行檢測。 0.5h 的常規污染物去除率基本上與 ^2h 的去除率相當，而重金屬去除率略低，其中COD去除率甚至提升了 5% ，表明控制較短的反應時間對有機質的保護是有利的，為了保證絮凝反應過程中重金屬沉淀完全、有機質不過量損失，絮凝反應時間建議控制在1h以內。見圖11。

2.5有機質效能燒杯試驗

為了探究滲濾液有機質與商業乙酸鈉溶液對污水處理反硝化作用的影響，取污水處理廠好氧池末端泥水混合物進行試驗。分別加入同等COD當量（ 40 000mg/L 的商用乙酸鈉、未處理新鮮滲濾液、處理后滲濾液各 5mL（5‰ 投加量）。由于未處理滲濾液對污泥毒性較大，使得微生物不能正常進行生命繁殖活動，且滲濾液存在大量 NH₃–N ，反硝化作用失效使得溶液中的 NO₃^- 出現增長趨勢，因此滲濾液必須降低其毒性才可與市政污水進行協同處理。此外，乙酸鈉作為碳源時，硝酸鹽濃度在 90min 內下降了 35% ，而加入處理后滲濾液的試驗組 90min 內的硝酸鹽濃度下降了 75% ，表明處理后滲濾液富含易生物降解有機質，同時由于處理后滲濾液的 pH 值較高，添加后對反硝化過程（最佳pH為7.0～7.5）較為有利。從反硝化速率來看，添加處理后滲濾液的污泥反硝化速率為3.39mg/（g?h） ，是乙酸鈉組的2.28倍，表明處理后滲濾液有優異的促進微生物反硝化效能，具備與市政污水協同處理的可行性。見圖12。

2.6SBR試驗結果分析

為了探究預處理后滲濾液中有機質對實際污水處理反硝化過程的促進作用，在活性污泥SBR裝置的缺氧時間段投加一定比例的滲濾液（ 2.5%o ，并與商業乙酸鈉、空白組對比，觀察三者在微生物反硝化速率方面的差異性。3組相同參數條件下的SBR裝置在經歷兩周調試后TN去除率基本保持穩定 （40%） ；從第14d開始分別在3組SBR裝置的厭氧段加入處理后滲濾液、商業乙酸鈉、去離子水（對比組），有機質添加后給污水增加了約 160mg/L 的COD，保障了異養型微生物完成生化反應；至添加后的30d，滲濾液組的脫氮率最高，達到 80% ，比空白組高 10%～20% ，顯示出與商業乙酸鈉相似的性能，表明滲濾液有機質對反硝化反應的促進作用。見圖13。

有文獻24表明，當 pHgt;7.3 時，反硝化的最終產物為 N₂ ，而 pHlt;7.3 時產物為 N₂O ，因此高 pH 的滲濾液抑制了碳排放。綜上，在城市污水中，往往只有一部分快速生物降解的BOD可以作為反硝化的碳源利用，而添加滲濾液使得這一比例增加，使得生化反應更加徹底，處理后的滲濾液有機質含量豐富、毒性較低，有助于促進微生物的生長、代謝以及對有機物的分解和吸收，提高污水處理的效率。

3結論

1）不同季節滲濾液污染物濃度變化差異較大，9月時垃圾滲濾液COD、BOD含量較高，主要超標重金屬種類為Pb、As、Cr。

2）使用CaO-NaOH-Fe-Fe2+體系對滲濾液污染物的去除效果最好，最佳配比為 4g/L^-0.5g/L^-2g/L^- 1g/L ，處理后滲濾液的重金屬、SS、TP大大削減，COD去除率 lt;8% 。

3）燒杯試驗和SBR試驗證明，未處理的垃圾滲濾液具有生物毒性，會抑制微生物的硝化和反硝化過程；而處理后滲濾液含有豐富的優質短鏈脂肪酸（甲酸、乙酸等），有利于微生物吸收利用，其作用可與商業乙酸鈉相當，因此本研究處理的滲濾液有機質具有較高的資源化利用價值。

添加不同有機物會造成不同反硝化速率，由離子色譜測試可知，滲濾液中主要存在甲酸類物質，而甲酸被報道是一種易于生物降解的反硝化碳源[23]。此外，反硝化過程最適宜的pH為7.0～7.8，由于添加的滲濾液pH較高，污水整體的 pH 也略有上升，促進了反硝化菌的增殖和酶的活性。見圖14。

圖14處理后滲濾液的離子色譜表征

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