究吸附熱力學(xué)可以了解吸附過程的趨勢、程度和驅(qū)動力, 對解釋吸附特點(diǎn)、規(guī)律以及吸附機(jī)理有著重要意義(李兵等, 2014).在不考慮溫度對ΔH和ΔS影響的情況下, 可近似用吉布斯方程和Langmuir常數(shù)求得熱力學(xué)參數(shù)：(7)(8)由式(7)、(8)可得式(9)：(9)式中, ΔG為吸附自由能(kJ?mol-1), ΔH為吸附熱(kJ?mol-1)、ΔS為吸附熵(J?K-1?mol-1), R為氣體常數(shù)(J?K-1?mol-1))且R=8.314 J?K-1?mol-1.以lnb對T-1作圖, 結(jié)果如圖 8所示.由擬合直線和式(9)求得ΔH、ΔS的值, 代入式(8)求得不同溫度下的ΔG, 結(jié)果如表 4所示.圖 8溫度對3種海洋硅藻吸附平衡系數(shù)的"由于廢水水質(zhì)和水量波動大，不利于生物處理，因此生化處理前必須設(shè)水解調(diào)節(jié)池，確保生物后續(xù)處理作用穩(wěn)定由于排放的廢水對一般好氧菌有明顯的抑制性，COD去除效果差因此，在曝氣生化塔前設(shè)倒置的膜微孔曝氣生物接觸氧化A/O反應(yīng)池，確保有機(jī)物在生物組合反應(yīng)器內(nèi)得到較充分降解，去除大部分COD，同時提高廢水的可生物降解性，為后續(xù)好氧生物處理創(chuàng)造有利條件廢水經(jīng)倒置的膜微孔曝氣生物接觸氧化A/O工藝處理后，COD去除率高，可生化性提高，對后續(xù)好氧生物也無抑制作用，因此有利于進(jìn)行后續(xù)好氧生物處理在膜微孔曝氣生化塔內(nèi)充分曝氣供氧的條件下，廢水中剩余的有機(jī)物在好氧菌作用下充分利用水中溶解氧得到充分降解和去除，廢水COD達(dá)回用要求好氧生化塔處理后出水仍含有一定量的懸浮物、細(xì)菌和雜質(zhì)，需再經(jīng)過后續(xù)物化混凝和和活性炭過濾處理，通過生物絮凝和物化混凝協(xié)同作用，將水中的懸浮物雜質(zhì)細(xì)菌和部分難降解有機(jī)物有效除去，使出水COD等指標(biāo)達(dá)回用水質(zhì)要求"的去除率?？紤]廢水中SS的濃度較高，采取出水過濾，出水達(dá)到回用水標(biāo)準(zhǔn)。廢水處理工藝流程見圖－1。車間廢水和生活污水沿管線自流經(jīng)過格柵井，在廢水渠設(shè)波浪型槽，在波浪型槽中加入酸化車間的廢硫酸，一方面可以中和廢水中的堿性，另一方面可以使乳化油游離出來，便于氣浮池去除廢水中油類及包含砂，廢水進(jìn)入沉砂池，大大地減輕懸浮物的濃度。經(jīng)過沉砂沉沉砂后，進(jìn)入調(diào)節(jié)池，調(diào)節(jié)池使廢水在水質(zhì)和水量進(jìn)行穩(wěn)定。3.3氣浮池根據(jù)鏈條廠的水質(zhì)，含油量及SS濃度比較大，擬采用平流氣浮裝置二套。考慮水含油量較大，采用一級氣浮去油不*，因 7所示.圖 7 二級出水氯消毒過程中AOC變化規(guī)律可以發(fā)現(xiàn), 二級出水在氯消毒過程中AOC水平均有不同程度的增長, 消毒5 min時增長較為顯著, 與5 min時氯消耗、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)出先增長后降低的趨勢, 推測可能由于加氯后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, 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
由FA逃逸導(dǎo)致.圖 3 不同F(xiàn)A條件下, 系統(tǒng)TN的轉(zhuǎn)化規(guī)律2.4 FA對氨逃逸的影響目前關(guān)于氨逃逸速率(FEV)測定主要有兩種方法：在生物反應(yīng)器中直接加入一定量的解偶聯(lián)劑(2, 4-二硝基酚)以抑制微生物反應(yīng), 測定無生物反應(yīng)影響下的氨逃逸量與時間的關(guān)系; 在相同試驗條件下, 在無生物的反應(yīng)器中直接加入水和NH4+-N在同等T、曝氣等條件測定氨逃逸量與時間的關(guān)系.本試驗采用方法測定氨逃逸速率.具體如下：本試驗基于無活性反應(yīng)器試驗獲得, 選取與試驗過程相同的SBR反應(yīng)器, 在設(shè)定相同的FA濃度、曝氣強(qiáng)度、進(jìn)水NH4+-N濃度、溫度、pH以及配水等條件下, 測12)為ων, 相同工況情況下每次取樣3次并求得平均值.PIV實驗在曝氣強(qiáng)度分別為0.25、0.45、0.65、0.85和1.05 m3?h-1和進(jìn)出水流量分別為50和200 L?h-1組合的工況下依次進(jìn)行, 實驗時流化床有效容積為31.95 L, 即有效水深710 mm.實驗中激光光源從反應(yīng)器的左側(cè)進(jìn)入, 如圖 1a所示, CCD相機(jī)放置在流化床的正面, 垂直于激光片光源方向.因CCD相機(jī)的拍攝范圍有限, 故流場測量區(qū)域在保證獲得較高分辨率的前提下, 拍攝區(qū)域(圖 1b)選擇為下部區(qū)域(282 mm×235 mm)、中部區(qū)域(282 mm×235 mm)和上部區(qū)域(282 mm×235 mm).激光斷面選取距膜面15 mm的激光斷須的微量元素, 但人體中Mo過量會導(dǎo)致痛風(fēng)癥、貧血、腹瀉等.作為當(dāng)?shù)刂匾娘嬘盟春凸まr(nóng)業(yè)生產(chǎn)水源, 陸渾水庫自建庫以來發(fā)揮了巨大的社會效益和經(jīng)濟(jì)效益, 庫區(qū)水環(huán)境安全意義重大.因此, 探明陸渾水庫飲用水源地金屬濃度分布特征, 評價潛在人體健康風(fēng)險具有重要意義.近年來, 國內(nèi)外關(guān)于水庫金屬元素污染的研究主要集中于沉積物, 而對水體中金屬元素污染的關(guān)注較少.目前, 對于陸渾水庫的研究主要關(guān)注其防洪、壩基滲透穩(wěn)定性、非重金屬污染物污染源調(diào)查等方面, 至今尚無針對陸渾水庫飲用水源地金屬元素污染狀況及引起的健康風(fēng)險進(jìn)行調(diào)查和　　19日全國共有5家鋼廠發(fā)布調(diào)價信息，對鋼材價格進(jìn)行了調(diào)整，幅度在10—30元/噸。能刺激皮膚，易引起皮炎，易產(chǎn)生呼吸道刺激、過敏、肺功能異常、肝功能異常、免疫功能異常等。如果人類*飲用被甲醛污染的水源，會引發(fā)頭昏、貧血以及各種神經(jīng)系統(tǒng)疾病。由于甲醛在工業(yè)生產(chǎn)中的用途很廣，*的限制是不現(xiàn)實的，必須對生產(chǎn)的甲醛廢水進(jìn)行處理。國家標(biāo)準(zhǔn)《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB8978-1996)規(guī)定，二級排放標(biāo)準(zhǔn)的甲醛含量不得高于2mgL。但是，甲醛能與微生物體內(nèi)的蛋白質(zhì)、DNA、RNA直接起反應(yīng)，導(dǎo)致微生物死亡或抑制其生物活性，超過200mgL后微生物活性幾乎*受到抑制，故高濃度甲醛不適合生物法處理;且*形態(tài)為真　　二、市場鋼材價格變化因素分析  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Cd2+的吸附過程較好地符合Pseudo二級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
碳源的脫色效果更好，蔗糖、麥芽糖、葡萄糖作為碳源條件下的脫色效果依次減弱.由圖 4b可知，與不添加氮源相比，添加蛋白胨、氯化銨、尿素作為氮源的脫色率反而更低，添加硫酸銨作為氮源與不填加氮源的脫色率相近，而硝酸銨作為氮源條件下的脫色率高于不添加氮源條件下的脫色率.由此確定佳碳源為果糖，佳氮源為硝酸銨.方差分析結(jié)果顯示，Sig.值 < 0.05，表明不同碳源和不同氮源對T. versicolor CB1脫色直接大紅染料的影響均顯著.圖 4碳源(a)和氮源(b)種類對菌株CB1脫色直接大紅的影響3.4 pH對T. versicolor CB1脫色直接大紅的影響不同pH條件TA污水生化性能較好。而混合污水采用鐵碳曝氣預(yù)處理6 h后再進(jìn)行生化處理的試驗結(jié)果表明：將鐵碳曝氣作為前處理手段，效果不太理想，其終處理出水殘余CODCr濃度高于220 mgL。另外，考慮到混合污水全部進(jìn)行酸化除TA預(yù)處理藥劑費(fèi)用較高以及為充分發(fā)揮少量加酸中和的作用，還進(jìn)行了將中和所需的酸加在1／3污水中，使其酸化除TA后再與另2／3污水混合生化處理的試驗。試驗結(jié)果表明：在總加酸量一樣的情況下，取部分污水酸化除TＡ預(yù)處理，可以達(dá)到有效利用酸，進(jìn)一步降低生化處理出水CODCr濃度的目的。與僅少量加酸中和污水的處理相比，同樣的條件TiO2對各活性污泥處理工藝中的微生物的影響是十分必要的.鑒于納米TiO2在日化行業(yè)的大量使用, 研究適于處理日化工業(yè)廢水的厭氧顆粒污泥處理工藝對納米TiO2暴露的響應(yīng)尤為迫切.特別是在納米TiO2持續(xù)暴露下產(chǎn)甲烷菌群與其它功能菌群關(guān)系的變化, 將有助于深入認(rèn)識納米顆粒對厭氧處理系統(tǒng)的影響, 并對納米顆粒污染物的排放控制具有重要意義.然而, 目前現(xiàn)有研究多關(guān)注于短期暴露下納米TiO2對厭氧微生物的影響, 缺乏開展*暴露的響應(yīng)研究.因此, 本研究通過比較納米TiO2急性及*持續(xù)暴露下對厭氧顆粒污泥體系影響的異同, 具體分析了納米TiO2對而復(fù)雜,例如:進(jìn)出水pH值、進(jìn)水流量、曝氣池溶解氧量等等，如要對這些指標(biāo)逐一實時檢測，無疑會耗費(fèi)大量的人力物力。隨之我國工業(yè)化進(jìn)程的迅速發(fā)展，自動控制系統(tǒng)漸漸應(yīng)用到污水處理工藝過程監(jiān)測過程當(dāng)中，并且取得了相當(dāng)好的效果，既節(jié)省了人力資源又節(jié)約了能源，有著廣闊的發(fā)展前景。近年來，各地相繼利用外資建設(shè)了一批城市污水處理廠，將*的工藝及設(shè)備引進(jìn)國內(nèi)，在提高工藝設(shè)備技術(shù)水平的同時，控制系統(tǒng)和管理水平也有了很大的提高。結(jié)束了以往污水處理全部用人工或簡單的電器控制的落后局面。發(fā)達(dá)國家在二級處理普及以后投入大量資石墨烯的特征褶皺出現(xiàn)(圖 1c)，表明EDTA-2Na的加入對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Cu2+的吸附較Zn2+更為明顯.整個吸附過程都大致可以分為3個階段：?