研究利用單晶衍射數據對MIL-68(Al)的衍射圖樣進行了優化模擬.由XRD表征結果可以看到，實驗得到的衍射峰與優化模擬得到的衍射峰具有*的相似度，說明MIL-68(Al)材料制備成功，并且具有較高的純度.圖 2 MIL-68(Al)的XRD(a)、FTIR表征圖(b)、N2吸附脫附曲線(c)、孔徑分布圖(d)和SEM圖(e、f)MIL-68(Al)材料的表面官能團分析結果如圖 2b所示，3665 cm-1處為MIL-68(Al)結構中的μ2—OH的伸縮振動(Seoane et al., 2013);3446 cm-1處的寬峰為自由水中的O—H振動;2550 cm-1和2520 cm-1處為H2BDC中C—H振動;1300 ~1700 cm-1之間的振動峰為有機橋聯
抗生素i的去除率; cj, i：j工藝中抗生素i的濃度, ng?L-1; cj+1, i：j工藝后續工藝中抗生素i的濃度, ng?L-1; η總, i：水廠各工藝對抗生素i的總去除率; c原水, i：原水中抗生素i的濃度, ng?L-1; c出水, i：出水中抗生素i的濃度, ng?L-1.為探討抗生素在給水管網中的衰減規律, 假設其符合一級動力學模型：(2)式中, c：濃度, ng?L-1; t：時間, min; c0：物質的初始濃度, ng?L-1.衰減系數(K)為：(3)式中, v：水流速, m?s-1; L：取樣點i與i+1之間的距離, m; ci：取樣點i處抗生素的濃度, ng?L-1.1.4 健康風險評價方法人群通過飲食(主要指飲水)途徑
, 可望為新型重金屬廢水處理劑制備條件的優化提供技術參考.2 實驗部分(Experimental section)2.1 試劑與儀器試劑：聚丙烯酰胺(PAM, 相對分子質量為24萬)、甲醛(HCHO, AR)、巰基乙酸(TGA, AR)、鹽酸(HCl, AR)、氫氧化鈉(NaOH, AR)、*(KBr, GR)、含銅水樣(CuCl2?2H2O與自來水配制).儀器：恒溫磁力攪拌器(JB-2型, 上海雷磁新涇儀器有限公司), pH測試儀(Orion 828型, 美國奧立龍中國公司), 電子天平(FA2004N型, 上海精密科學儀器有限公司), 程控混凝實驗攪拌儀(TS6-1型, 武漢恒嶺科技有限公司), 傅立葉變換紅外分光光度計(IR Prestige-21
組合的工況下, 可使填料濃度達到*.分析其原因, 由于折流板的存在, 折流板上部區域為曝氣死區, 實驗中發現大量的填料在升流區形成了內循環, 且存在諸多小循環, 即由于折流板的存在, 折流式膜生物流化床為內外雙循環和諸多小循環(圖 2c);另一原因是由于進水管的布置會使底部堆積的填料進行向左的沖擊, 當沖擊到曝氣區或環流區后, 填料將隨氣液上升形成環流.填料的流態化使得填料之間、填料與膜組件之間相互摩擦, 并使液相流態更加紊亂, 填料濃度和液相紊亂程度越大, 起到沖刷膜組件的作用越大, 能較大程度地抑制膜組件表面沉積層的形成,
勢很平緩, 雖然具有波動變化, 但是峰谷不突出.黑臭水體光譜所表現出的這種特征可以作為其遙感識別的重要依據. 圖 3(e)給出了針對GF-2傳感器波段設置的不同類型實測水體光譜信息.對比圖 3(d)和圖 3(e), 可以看出GF-2的寬波段設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546 nm)對應水體550~580 nm出現的峰值, 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、三高, 仍不能完*水體中抗生素的污染.2.2 給水管網中抗生素的分布及衰減規律本研究選取了A水廠出廠的某配水干管, 對管網中抗生素濃度水平進行了研究, 探索給水管網中抗生素的分布情況, 對保障城市飲用水安全和解析污染物對人類健康的潛在影響具有重要價值.2.2.1 給水管網中抗生素濃度水平表 2列出了給水管中目標抗生素殘留水平的統計學數據, 分析顯示10種抗生素中除羅*的檢出率為75.0%外, 其余均為100.0%, 總抗生素濃度范圍為542.35~1 683.17 ng?L-1.其中羅*濃度低, 平均濃度僅為4.52 ng?L-1.磺胺類占總抗生素質量分數的36.89升高.本研究采用了美國環保署*的健康風險評價模型, 依據給水管網中10種抗生素的分布遷移數據, 采用蒙特卡洛法對飲用水中的抗生素通過飲水和皮膚接觸兩種暴露途徑的暴露劑量進行了模擬計算, 并對其致癌風險和非致癌風險進行了評估.根據正態分布檢驗數據表明, 管網中抗生素的濃度服從對數正態分布. 6類10種抗生素的皮膚滲透系數、非致癌參考劑量以及人類致癌強度系數參考表 3.圖 5為通過飲水途徑暴露引起的致癌和非致癌風險水平, 其中四環素、*和磺胺甲唑所引起的致癌風險水平高, 處于10-7數量級, 與警戒值(虛橫線)僅相差一個數量在綜合考慮選礦廢水中的有機藥劑和重金屬方面, 特別是本實驗室分離出的苯胺黑藥降解菌(Bacillus vallismortis)吸附重金屬方面的研究還遠不夠充分.因此, 本文以提取自Bacillus vallismortis的EPS作為一種生物吸附劑, 去除單一體系的Cu2+、Zn2+, 研究吸附過程中的影響因子, 探討吸附等溫線和動力學模型, 并采用FTIR進行分析.以期為選礦廢水中有機藥劑和重金屬的同時去除提供理論基礎, 并為制備一種同時去除選礦廢水中有機藥劑和重金屬的生物制劑提供參考.2 材料與方法(Materials and methods) 2.1 供試菌株苯胺黑藥高效降解菌從廣州市瀝滘污通化的玻璃鋼污水處理設備公司屬離子(如：Ca2+、K+、Na+和Mg2+等)與沸石結合并不緊密, 易與溶液中的NH4+發生交換. 靜電吸附.當NZ-MgO投加到溶液中, 材料表面的高度活性納米MgO易在固液界面發生原位水解, 形成, 反應方程式如式(3)所示, 在該條件下溶液中磷酸鹽的主要存在形式為H2PO4-和HPO2-4[23], 所以溶液中的磷酸鹽極易被材料表面的正電荷所吸引, 而氨氮易被排斥. ④化學沉淀.根據有關研究可知[19, 24], 前3種機制對溶液中磷酸鹽和氨氮的回收能力有限, 其主要回收方式是鳥糞石沉淀法.水解產物在溶液中可以釋放一定量的Mg2+, 直至材料表面的[Mg2+]和[OH-]達到飽和[Ksp
計算得到不同人群總致癌風險值(男性5.64×10-7, 女性5.45×10-7)和總非致癌風險(男性5.78×10-4, 女性5.59×10-4)都處于可接受風險水平.3 結論(1) 通過對天津市A水廠和B水廠中10種目標抗生素的檢測分析, 兩水廠的抗生素在各處理工藝單元中呈現出了不同的分布特征. A水廠對抗生素的總去除率為-46.47%~45.10%, 其中起主要作用的是混凝工藝. B水廠的總去除率為40.25%~70.33%, 紫外+氯消毒階段對抗生素的去除效果好, 預臭氧+混凝沉淀工藝次之.而過濾工藝在A、B兩個水廠中對抗生素的去除效率低.結果表明B水廠的深度水處理工藝對抗生素類物質的處
Freundlich等溫式對實驗數據進行擬合, 擬合結果如圖 5、圖 6、?