去除效果佳.劉等研究了粉煤灰對城市景觀水體中磷的吸附性能，發(fā)現(xiàn)吸附反應(yīng)符合Langmuir方程，粉煤灰吸附容量為23.15 mg?g-1，對水體中溶解態(tài)磷(DP)的去除效果為88.30%.但是粉煤灰處理污水過程中存在一些問題，首先，粉煤灰在形成過程中，部分氣體逸出形成開放性孔穴，表面呈蜂窩狀，具有吸附性能，而部分未溢出的氣體被裹在顆粒內(nèi)形成封閉性孔穴(Jin et al.，2012)，降低了粉煤灰的比表面積，限制了其吸附容量，致使應(yīng)用過程中投加量大，產(chǎn)泥量增加.其次，粉煤灰質(zhì)量輕、密度小(表觀密度為0.55~0.80 g?cm-3)，其處理后的廢水存在泥水分離困的MIL-68(Al)微觀形貌進(jìn)行觀察，結(jié)果如圖 2e和圖 2f所示，可以看到，MIL-68(Al)晶體呈長條狀，無序堆積在一起.3.2 吸附實驗部分3.2.1 pH值對吸附的影響分別取10份濃度為50 mg?L-1的VBL溶液，每份體積為100 mL，將pH值依次調(diào)節(jié)為2、3、4、5、6、8、9、10、11，分別加入20 mg MIL-68(Al)吸附劑，25 ℃恒溫條件下振蕩吸附3 h，離心后調(diào)節(jié)溶液pH=8~9(熒光增白劑測定適pH值，GBT10661-1996)，測定吸光度，結(jié)果如圖 3a所示.由圖 3a可以看出，當(dāng)pH小于4時，MIL-68(Al)對VBL的吸附量隨著pH值增大而增加;當(dāng)pH為4~10時，MIL-68(Al)對VBL的吸附量基本米TiO2進(jìn)水沖擊時也具有一定指導(dǎo)意義, 即如果及時采取處理措施, 納米TiO2進(jìn)水沖擊負(fù)荷不會對系統(tǒng)穩(wěn)定性產(chǎn)生明顯影響.(a)產(chǎn)酸階段; (b)產(chǎn)甲烷階段圖 2 納米TiO2短期暴露對厭氧顆粒污泥產(chǎn)酸階段及產(chǎn)甲烷階段的影響盡管上述試驗證明, 納米TiO2對產(chǎn)酸階段及產(chǎn)甲烷階段這兩個獨立過程沒有明顯影響, 但實際厭氧消化過程中上述兩階段是相互融合彼此協(xié)調(diào)的.因此, 通過累積產(chǎn)烷量隨時間的變化情況考察了納米TiO2對完整的厭氧消化產(chǎn)烷過程的影響, 結(jié)果見圖 3.可見, 無論是單獨考慮產(chǎn)烷過程還是厭氧消化完整過程, 納米TiO2對終產(chǎn)烷量都沒有明顯影響,  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物, AOC迅速增長, 而在5~30 min內(nèi), 小分子有機物又繼續(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
素所對應(yīng)結(jié)果的相關(guān)性不顯著(張文彤, 2013;王雅輝等, 2017).由表 3可知, 回歸模型的p值(0.0024)<0.05, 表明該模型顯著, 在整個回歸區(qū)域擬合良好;確定出X1(MPAM濃度)、X2(反應(yīng)物比例)、X3(反應(yīng)介質(zhì)pH值)對MAMPAM的制備存在顯著性影響, 其中X3的p值小(p=0.0008), 其對MAMPAM制備的影響顯著, 其次是X2(p=0.0038), 再次為X1(p=0.0142);其他2個因素反應(yīng)溫度、反應(yīng)時間的p值均大于0.05, 對MAMPAM制備的影響不顯著.由此篩選出X1、X2、X3作為MAMPAM制備條件中的主要影響因素.由表 3還可以看出, X2的回歸系數(shù)為正值, 表明其影響為正效應(yīng);X1、X3的回烷潤洗樣品瓶, 潤洗液通過同樣的方法進(jìn)行處理, 與*次的洗脫液混合后, 氮吹濃縮至1 mL, 轉(zhuǎn)移至棕色樣品瓶中, 密封、低溫保存, 待儀器分析.1.3 parabens的儀器分析方法采用液相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀進(jìn)行檢測, 儀器型號為安捷倫LC1290-MSMS6430.色譜柱型號為ZORBAX RRHD Eclipse Plus C18(100×2.1 mm, 1.8 μm), 柱溫為30℃, 流動相為甲醇和含0.05%甲酸和5 mmol?L-1醋酸銨的超純水溶液(取5 mmol?L-1, 0.3854 g醋酸銨, 500 μL甲酸溶解在1 L超純水中), 流速為0.5 mL?min-1, 梯度洗脫程序如表 1所示.進(jìn)樣量為5 μL.質(zhì)譜選擇Dynamic MRM模式, 特征對ARE產(chǎn)生顯著影響, 且具有明顯的分段現(xiàn)象.當(dāng)0.6 mg?L-1≤FA≤143.5 mg?L-1時, 兩者相關(guān)性符合線性關(guān)系, 可通過擬合直線方程y=-0.5x+85.5來表示, 隨著FA濃度的增加, ARE快速下降.當(dāng)143.5 mg?L-1≤FA≤681.1 mg?L-1時, 兩者相關(guān)性也可通過擬合的直線方程y=-0.01x+21.3來表示, 此時隨著FA濃度增加, ARE處于略微降低的趨勢, 其平均值為17.1%.此時硝化開始的FA濃度已遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過FA對AOB和NOB的初始抑制濃度, 即AOB活性受到嚴(yán)重抑制.圖 1 不同F(xiàn)A濃度條件下, 系統(tǒng)內(nèi)NH4+-N的去除特性2.2 FA對氨氧化過程NO2--N產(chǎn)生量的影響亞硝態(tài)氮是氨氧化菌氧化氨氮去除效果佳.劉等研究了粉煤灰對城市景觀水體中磷的吸附性能，發(fā)現(xiàn)吸附反應(yīng)符合Langmuir方程，粉煤灰吸附容量為23.15 mg?g-1，對水體中溶解態(tài)磷(DP)的去除效果為88.30%.但是粉煤灰處理污水過程中存在一些問題，首先，粉煤灰在形成過程中，部分氣體逸出形成開放性孔穴，表面呈蜂窩狀，具有吸附性能，而部分未溢出的氣體被裹在顆粒內(nèi)形成封閉性孔穴(Jin et al.，2012)，降低了粉煤灰的比表面積，限制了其吸附容量，致使應(yīng)用過程中投加量大，產(chǎn)泥量增加.其次，粉煤灰質(zhì)量輕、密度小(表觀密度為0.55~0.80 g?cm-3)，其處理后的廢水存在泥水分離困，取1 mL*溶液、1 mL檸檬酸溶液和40 mL去離子水于50 mL的離心管，置于30 ℃、150 r?min-1的恒溫振蕩搖床中混合20 min，加入5 mL水合肼溶液，并將溶液總體積定容為50 mL，置于恒溫振 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
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相機放置在流化床的正面, 垂直于激光片光源方向.因CCD相機的拍攝范圍有限, 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H);歸屬于仲酰胺基(—CONH—)中N—H鍵3408.22 cm-1處的伸縮振動峰(朱明華等, 2007)、1539.20 cm-1處的變形振動峰(陳和生等, 2011)分別左移到3425.58 cm-1、1546.91 cm-1處, 1662.64 cm-1處C=O鍵的伸縮振動峰(盧涌泉等, 1989)右移到1647.21 cm-1處, 上述吸收峰的變化表明巰基乙酰化反應(yīng)主要發(fā)生在MPAM分子鏈中的仲酰胺基上.具體參見污水寶商城資料或http:www.dowater。。ｃｏｍ更多相關(guān)技術(shù)文檔。4 結(jié)論(Conclusions)1) Plackett-Burman實驗?zāi)苡行У睾Y選出MAMPAM制備條件中的主要影響因素：MPAM濃度、反應(yīng)物比例、反應(yīng)介質(zhì)pH值, 建立的多元一次回m3廢水3 運行結(jié)果生產(chǎn)運行結(jié)果見表4。表4 各單元處理效果項目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電解時間1h、電解電壓10v、電流密度0.020Acm2吸附出水7～8300～40016～32吸附時間15min1：4：1混合7～9400～560200～25040～60生物接觸氧化7～970～9015～2530～40生物接觸氧化隨著NH4+-N負(fù)荷的增加而升高, 呈現(xiàn)正相關(guān).(2) 運行模式對TB-EPS及其組分(PN、PS和DNA)無影響; 而AO中的LB-EPS含量及其組分(PN和PS)是OA模式的1.4、1.38和1.56倍.(3) 兩種運行模式下, PS占TB-EPS和EPS含量的67%~73%和48%~51%之間, PS是TB-EPS和EPS中主要的組分, 而PN為LB-EPS的主要成分, 占LB-EPS含量的54%~56%.。(4) EPS對活性污泥的沉降性能具有一定的影響.隨著EPS產(chǎn)量增加, 活性污泥沉降性能逐漸變差, 活性污泥EPS含量與SVI呈線性正相關(guān).與傳統(tǒng)脫氮工藝相比, 厭氧氨氧化工藝具有脫氮途徑短、節(jié)省曝氣量、無需外加碳源、污泥產(chǎn)量少等優(yōu)點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：?