溫自動(dòng)控制系統(tǒng)以維持SBR反應(yīng)器的運(yùn)行溫度.借助于過程控制系統(tǒng)[以溶解氧(DO)、pH和氧化還原電位(ORP)為控制參數(shù)]準(zhǔn)確指示生化反應(yīng)的進(jìn)程.本試驗(yàn)用水取自蘭州交通大學(xué)家屬區(qū)生活污水, 主要水質(zhì)參數(shù)見表 1.接種污泥取自甘肅省蘭州一部分, 把氣液雙流體模型應(yīng)用于氣、固、液三相流, 模擬和模型準(zhǔn)確度不高, 均不能較真實(shí)地反應(yīng)液相流態(tài).粒子圖像測(cè)速技術(shù)(Particle Image Velocimetry, 簡(jiǎn)稱PIV)作為一種對(duì)流場(chǎng)無干擾的瞬態(tài)全流場(chǎng)測(cè)試手段, 既具備單點(diǎn)測(cè)量技術(shù)的分辨率和精度, 又能獲得流場(chǎng)的整體結(jié)構(gòu)和瞬態(tài)圖像.PIV的基本原理是在流場(chǎng)中布撒一些與流體跟隨性良好且具有良好的示蹤性和反光性的示蹤粒子, 用激光照射所測(cè)區(qū)域, 使用CCD相機(jī)獲取示蹤粒子的瞬時(shí)運(yùn)動(dòng)圖像, 設(shè)置適當(dāng)?shù)目鐜瑫r(shí)間, 對(duì)拍攝的兩幅連續(xù)的圖像進(jìn)行互相關(guān)計(jì)算, 根據(jù)兩幀圖像的位移和時(shí)間間隔, 從而得到流方便無毒、不產(chǎn)生二次污染、絮凝效果好，且微生物生長(zhǎng)快、易于實(shí)現(xiàn)工業(yè)化等特點(diǎn)。此外，微生物可以通過遺傳工程、馴化或構(gòu)造出具有特殊功能的菌株。因此微生物絮凝法具有廣闊的發(fā)展前景。生物吸附法生物吸附是對(duì)于經(jīng)過一系列生物化學(xué)作用使重金屬離子被微生物細(xì)胞吸附的概括理解，這些作用包括絡(luò)合、鰲合、離子交換、吸附等。這些微生物從溶液中分離金屬離子的機(jī)理有胞外富集、沉淀；細(xì)胞表面吸附或絡(luò)合；胞內(nèi)富集。其中細(xì)胞表面吸附或絡(luò)合對(duì)死活微生物都存在，而胞內(nèi)和胞外的大量富集則往往要求微生物具有活性。許多研究表明活的微生物和 7所示.圖 7 二級(jí)出水氯消毒過程中AOC變化規(guī)律可以發(fā)現(xiàn), 二級(jí)出水在氯消毒過程中AOC水平均有不同程度的增長(zhǎng), 消毒5 min時(shí)增長(zhǎng)較為顯著, 與5 min時(shí)氯消耗、UV254變化、三維熒光強(qiáng)度變化顯著的結(jié)論相*, 說明AOC的增長(zhǎng)可能是由于氯與再生水中的有機(jī)物發(fā)生了反應(yīng).30 min內(nèi)整體上呈現(xiàn)出先增長(zhǎng)后降低的趨勢(shì), 推測(cè)可能由于加氯后5 min中, 水樣中的大分子有機(jī)物首先和氯反應(yīng), 被氧化分解為易被細(xì)菌吸收利用的小分子有機(jī)物, AOC迅速增長(zhǎng), 而在5~30 min內(nèi), 小分子有機(jī)物又繼續(xù)和氯反應(yīng), AOC又有一定的下降, 但下降后的AOC水平仍高于消毒前的AOC水
m3廢水3 運(yùn)行結(jié)果生產(chǎn)運(yùn)行結(jié)果見表4。表4 各單元處理效果項(xiàng)目pHCODcr／（mg?L-1）BOD5／（mg?L-1）色度倍備注高濃度生產(chǎn)廢水1～225000～350004680～621035000～40000鐵屑固定床出水3～421000～2800031000～36000停留時(shí)間15min混凝反應(yīng)出水6～87300～7800120～150混凝劑CKB-1、CKB-2、CKB-3佳投加量分別為20gL、10gL、15gL電解處理出水7～8400～450160～20032～64電解時(shí)間1h、電解電壓10v、電流密度0.020Acm2吸附出水7～8300～40016～32吸附時(shí)間15min1：4：1混合7～9400～560200～25040～60生物接觸氧化7～970～9015～2530～40生物接觸氧化勢(shì)很平緩, 雖然具有波動(dòng)變化, 但是峰谷不突出.黑臭水體光譜所表現(xiàn)出的這種特征可以作為其遙感識(shí)別的重要依據(jù). 圖 3(e)給出了針對(duì)GF-2傳感器波段設(shè)置的不同類型實(shí)測(cè)水體光譜信息.對(duì)比圖 3(d)和圖 3(e), 可以看出GF-2的寬波段設(shè)置大大縮減了光譜信息, 使得黑臭水體和其他類型水體光譜特征的差異變小, 但仍然可以體現(xiàn)出不同類別水體的明顯差異.例如, GF-2影像的第二波段(中心波長(zhǎng)546 nm)對(duì)應(yīng)水體550~580 nm出現(xiàn)的峰值, 但是黑臭水體的值低; 此外, 由于黑臭水體遙感反射率較低且在可見光范圍變化平緩, 因此光譜值在GF-2影像一、二波段和二、三為 500 m3／d，設(shè)計(jì)水質(zhì)及排放標(biāo)準(zhǔn)見表1。注：畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)GB18596－2001。2 工藝選型養(yǎng)豬場(chǎng)污水處理常用的工藝為厭氧-好氧-氧化塘，均采用鋼筋混凝土結(jié)構(gòu)，投資大，運(yùn)行費(fèi)用高。我們?cè)谠O(shè)計(jì)時(shí)進(jìn)行了各種工藝的篩選比較， 用投藥混凝、厭氧接觸工藝、厭氧過濾器、上流式厭氧污泥床、復(fù)合式厭氧污泥床和厭氧塘雖然有好的處理效果，但建設(shè)費(fèi)用和運(yùn)行成本高而無法承受，因而必須尋求新的既簡(jiǎn)易又穩(wěn)定可靠的方法。因此，我們選擇新型厭氧一兼氧組合式穩(wěn)定塘處理工藝，充分利用規(guī)?；i場(chǎng)的地形地勢(shì)，妥善地解決了規(guī)?；i場(chǎng)污水污染截止到9月15日,普氏62%品位鐵礦石價(jià)格為71.7美元/噸,環(huán)比上周下跌2.45美元/噸,價(jià)格環(huán)比下降。青島港PB粉價(jià)格563元/噸,較上周下降14元/噸。目前大中型鋼鐵企業(yè)廠內(nèi)進(jìn)口鐵礦庫存可用天數(shù)保持在24天。截止到9月15日,山西臨汾產(chǎn)一級(jí)冶金焦價(jià)格2250元/噸,較上周上漲100元/噸。河北地區(qū)二級(jí)冶金焦價(jià)格2300元/噸,同樣較上周上漲100元/噸。物平均去除率 %項(xiàng)目CODCrBOD5SS色度石油類調(diào)節(jié)池—氣浮出口6419.477.359.938.4生物接觸氧化池出口8698.969.56388.6全流程95.599.193.185.393表3、4數(shù)據(jù)表明，其出水各項(xiàng)指標(biāo)均達(dá)到《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB8978—96)中Ⅰ級(jí)標(biāo)準(zhǔn)。紙箱生產(chǎn)廢水采用渦凹?xì)飧∩锝佑|氧化工藝取得了良好的處理效果，在生化反應(yīng)前增加物化處理手段，不僅簡(jiǎn)化了生化處理流程，而且提高了生化效率。此工藝可使進(jìn)水CODCr從1 301 mgL降至61.5 mgL，平均去除率達(dá)95.5%；SS從540mgL降至37.3 mgL，平均去除率達(dá)93.1%；色度從157倍降至23倍，平均去除率達(dá)85.3%；石油類從
 擬合程度越好.通過模型算得的角毛藻在Cd2+初始濃度為10、100和500 mg?L-1下的理論平衡吸附量分別為6.22、93.54和303.03 mg?g-1(表 1), 與實(shí)際平衡吸附量6.25、92.81和275.25 mg?g-1相差不大.相似地, 菱形藻和海鏈藻在不同Cd2+初始濃度下的理論平衡吸附量亦與實(shí)際平衡吸附量接近(表 1).這些結(jié)果說明這3種海洋硅藻對(duì)Cd2+的吸附過程較好地符合Pseudo二級(jí)模型所描述的吸附過程, Cd2+吸附反應(yīng)的速率限制步驟可能是化學(xué)吸附過程, 每一種硅藻表面與Cd2+之間有化學(xué)鍵形成或者發(fā)生了離子交換過程.圖 4不同Cd2+初始濃度下3種硅藻吸附Cd2+的Pseudo二
2+的影響無明顯規(guī)律, 僅當(dāng)Cu2+濃度為5和10 mg?L-1時(shí)其吸附率有較顯著的變化(p < 0.05).造成上述結(jié)果的可能原因是P. aeruginosa對(duì)于2種重金屬的吸附機(jī)理不同.菌體對(duì)Pb2+的吸附不但與其表面性質(zhì)有關(guān), 可能還與菌體理化性質(zhì)等有關(guān), Cu2+的加入雖然占據(jù)了吸附位點(diǎn), 但同樣會(huì)改變菌體分泌物與細(xì)胞結(jié)構(gòu), 從而影響其對(duì)目標(biāo)離子的吸附.周維芝等(2009)研究了深海適冷菌胞外多糖(EPS)對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附性能, 結(jié)果表明, EPS對(duì)Pb2+和Cu2+的吸附量隨EPS投加量的增加而減小.為了驗(yàn)證這一猜測(cè), 考察了Pb2+和Cu2+對(duì)P. aeruginosa EPS產(chǎn)量的影響, EPS的提取源, 硝氮濃度為50 mg?L-1, 溫度控制在24~26℃, pH穩(wěn)定在7.0~7.8, DO維持0.3 mg?L-1以下.2 結(jié)果與討論 2.1 反應(yīng)器的啟動(dòng)污水處理廠厭氧氨氧化工藝在春季末期進(jìn)行啟動(dòng), 水溫為15~19℃.啟動(dòng)時(shí)1號(hào)和2號(hào)反應(yīng)器各接種5 L污泥濃度為2 000 mg?L-1的厭氧氨氧化絮狀污泥.為了減少厭氧氨氧化污泥的流失, 啟動(dòng)初期對(duì)出水進(jìn)行收集并循環(huán)進(jìn)水.運(yùn)行3 d后, 出水中SS濃度均小于20 mg?L-1, 絮狀污泥已穩(wěn)定截留在反應(yīng)器中.此時(shí)將反應(yīng)器改為連續(xù)流運(yùn)行, 進(jìn)入S1階段.反應(yīng)器啟動(dòng)時(shí)采用較低的水力負(fù)荷以減小厭氧氨氧化菌的流失, 濾速定為0.15 m?h-1, HRT約為5 h.進(jìn)方式和H2O2添加量對(duì)檸檬酸穩(wěn)定Ag膠體的氧化性能，其中，圖 6A為Ag的氧化率，圖 6B為以TOC方法測(cè)定的檸檬酸氧化率.與單獨(dú)檸檬酸和單獨(dú)Ag膠體氧化相似的是：?jiǎn)为?dú)UV僅對(duì)檸檬酸分解有較弱的作用，對(duì)Ag膠體氧化性能差;單獨(dú)H2O2對(duì)Ag膠體有中等程度氧化作用，對(duì)檸檬酸氧化作用很弱. 但UV+ H2O2二者聯(lián)用對(duì)檸檬酸和Ag膠體的氧化效果均迅速提高，且隨著H2O2投加量的升高，氧化率升高. 考慮到核電站的特殊要求，盡量減少化學(xué)物質(zhì)的投加量，本實(shí)驗(yàn)中當(dāng)H2O2濃度為0.3 mL?L-1時(shí)，5 min內(nèi)即可以將膠體中98%以上的Ag轉(zhuǎn)變?yōu)殡x子形態(tài)Ag+釋放出來，而檸檬酸的石墨烯的特征褶皺出現(xiàn)(圖 1c)，表明EDTA-2Na的加入對(duì)氧化石墨烯和殼聚糖復(fù)合材料的形態(tài)結(jié)構(gòu)有所改善.圖 2為CS、GC和GEC的透射電鏡(TEM)圖，可以看出，CS(圖 2a)的TEM圖與GC(圖 2b)和GEC(圖 2c)的TEM圖明顯不同，對(duì)比在相同放大倍數(shù)下的CS結(jié)構(gòu)(圖 2a)與GEC結(jié)構(gòu)(圖 2c)，不難看出復(fù)合后的材料具有更好的形貌結(jié)構(gòu)，進(jìn)一步說明GO的引入明顯地改善了CS的形態(tài)結(jié)構(gòu).圖 1 CS(a)、GC(b)、GEC(c)的掃描電鏡圖圖 2 CS(a)、GC(b)和GEC(c)的透射電鏡圖圖 3是CS、GC、GEC的X射線衍射圖譜，從圖中可以看出，GC和GEC在2θ=20.3°和10.8°處分別出現(xiàn)了殼聚糖
吸附過程, 對(duì)Cu2+的吸附較Zn2+更為明顯.整個(gè)吸附過程都大致可以分為3個(gè)階段：?