式TN去除率提高75%.但樓菊青等的研究表明OA模式TN降低了60%.分析原因在于：本試驗中OA模式在反硝化階段提供了充足的碳源作為電子供體被利用, NO3--N全部被還原, TN得到很好地去除.樓菊青等的研究可能是因為沒有外加碳源, 所以總氮去除率低, 其研究和實際污水處理工藝結合得更緊密, 也更有實際指導意義.在ROA和RAO系統, 硝化速率(以VSS計, 下同)分別為(6.4±1.9) mg?(L?h)-1和(6.3±2.0) mg?(L?h)-1; 可以看出, SBR的運行模式條件對硝化反應速率幾乎無影響.此外, 2種運行模式條件下的NH4+-N負荷分別為(5.0±2.0) kg?(kg?h)-1和(4.1±1.6) k現多個小渦旋結構, 降流區流線較紊亂.渦量正值區域面積和負值區域面積較接近, 且呈正負交織的狀態.圖 6 流化床上部區域兩種不同條件下的液相流動特征 (a, e.速度矢量圖, b, f.流線圖, c, g.渦量圖, d, h.漩渦強度圖)對比兩種速度矢量圖可以看出, 隨著進水流量液相速度下降接近于30%, 可見, 液相速度與曝氣強度呈線性關系.對比兩種渦量圖可以看出, 曝氣強度和進水流量為0.65 m3?h-1、200 L?h-1工況的正值區域面積相比有明顯的減少趨勢, 正負值區域面積接近, 但渦量正值較大, 說明液相剪切力較強.兩種漩渦強度圖的渦核分布和數值差別較小.綜的廢水與其它廢水(拷麻廢水和漂白廢水等)進入調節池充分混合，然后提升*流式厭氧生物濾池，濾池中安裝組合生物填料。污水的厭氧處理是利用厭氧菌的發酵作用，去除廢水中的有機物同時將廢水中長鏈有機物轉化為小分子有機物，使污水中溶解性有機物顯著提高。設計參數：HRT=24h 容積負荷：3.5kgCODm3.d填料參數：@80、Ф160、H=4.0m接觸氧化池：污水經厭氧后的進入接觸氧化池，采用鼓風機提供氧氣，利用微孔曝氣器來均勻布氣，使微生物能利用污水中的有機物作為底料，進行正常的新陳代謝，從而降低污水中有機污染物的濃度。該工藝設計選擇 7所示.圖 7 二級出水氯消毒過程中AOC變化規律可以發現, 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論相*, 說明AOC的增長可能是由于氯與再生水中的有機物發生了反應.30 min內整體上呈現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, 被氧化分解為易被細菌吸收利用的小分子有機物, AOC迅速增長, 而在5~30 min內, 小分子有機物又繼續和氯反應, 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
al., 2015).這可能是加入的Na+、Ca2+及Mg2+與重金屬離子競爭硅藻干粉表面的吸附位點, 使其與重金屬離子的結合受阻(Kumar et al., 2015).另外, NaCl中的Cl-可能與Cd2+發生作用生成CdCl2、CdCl3-或CdCl42-配合形態的Cd, 從而減弱菱形藻表面活性基團與Cd的結合程度.圖 9鹽濃度(a)、濁度(b)和腐植酸濃度(c)對菱形藻吸附Cd2+的影響3.3.2 濁度對吸附性能的影響菱形藻對Cd2+的吸附量隨濁度的變化如圖 9b所示, 菱形藻的吸附量隨濁度的升高而下降, 其中吸附量在濁度為0~2 NTU的下降幅度大, 而后隨著濁度的進一步增大無明顯減小.由此可見, 濁度對硅藻同作用。當表曝機附近的DO維持在1.0 mgL以下時，則池內好氧區大大減少，除碳、硝化及脫氮都受到很大限制。DO太高，污泥繁殖快，產泥多，不利于操作，也耗電。因此，好控制轉速，使表曝機附近的DO維持在2.0 mgL左右，實踐表明在該條件下的運行情況良好。2.1氣浮處理工藝針對廢水中含有較多膠體物質，采用常規氣浮法能較好地將其去除。經氣浮處理后出水較清，但因其對溶解性有機物不能去除、出水中CODCr含量較高、運行不穩定而不能達到排放標準。同時，因氣浮會產生較多的污泥，而且污泥含水率非常高，所以運行費用也較高，目前已基本上不單劑，以檸檬酸為代表性絡合劑，以鈷源為輻照場，在模擬低放廢液水化學環境下，分別采用化學還原法和60Co輻照法制備銀膠體，以便對110mAg膠體的化學形態進行深入分析. 具體制備方法如下.化學還原法制備Ag-檸檬酸膠體(A)和單獨Ag膠體(B)：分別配制銀濃度為1 g?L-1的*溶液、1.7812 g?L-1的檸檬酸溶液、0.5460 g?L-1的水合肼溶液. Ag-檸檬酸膠體A制備中　　鋼材現貨市場材料價格：唐山地區20MNSI方坯報3780元，跌30；Q235方坯報3680元，跌30。測, 加強對水庫上游工礦企業污染物外排情況的監管, 采取相應的措施防止工業廢水、農業面源污染和生活污水等對水體造成更嚴重的污染.4 結論(1) 依據《地表水環境質量標準》(GB 3838-2002)和《生活飲用水衛生標準》(GB 5749-2006)規定的標準限值, 陸渾水庫飲用水源地水體中Al大濃度和Mo所有濃度均有超標現象, 超標率分別為4.35%和*, Mo濃度超過標準限值2.16~2.44倍, 而As、Cd、Cr、Cu、Fe、Hg、Mn、Ni、Pb和Zn濃度均未超標.(2) 健康風險評價表明, 陸渾水庫飲用水源地水體中金屬元素引起的平均個人年健康風險大小依次為Cr>As>Cd>Al>Mo>Cu> 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+吸附反應的速率限制步驟可能是化學吸附過程, 每一種硅藻表面與Cd2+之間有化學鍵形成或者發生了離子交換過程.圖 4不同Cd2+初始濃度下3種硅藻吸附Cd2+的Pseudo二
但缺乏工程實例，風險較大。因而，反滲透膜堆的排布形式采用*段苦咸水膜，第二段海水膜。從能量回收透平的效率曲線上看，透平的容量越大，回收效率越高。裝置的并聯數量越多，其操作彈性越大，但投資也相應加大；并聯數量太少成分是糖蛋白、粘多糖、纖維素和核酸等。由于多數微生物具有一定線性結構，有的表面具有較高電荷或較強的親水性，能與顆粒通過各種作用相結合，起到很好的絮凝效果。目前開發出具有絮凝作用的微生物有細菌、霉菌、放線菌、酵母菌和藻類等共17種。其中對重金屬有絮凝作用的有12種。陳天等[7]利用從多種微生物中提取的殼聚糖為絮凝劑回收模擬工業廢水中Pb2+、Cr3+、Cu2+，在離子濃度是100mgＬ的200mL廢水中加入10mg殼聚糖，處理后溶液中Cr3+、Cu2+濃度都小于0.1mgＬ， Pb2+濃度小于1 mgＬ，得到了令人滿意的結果。用微生物絮凝法處理廢水安全Ni廢水100 mL，調節pH值為6.0，投加對應佳EDTC用量，分別沉淀1~20 min，考察螯合沉淀物的沉降性能，如圖 5所示.圖 5 沉淀時間對絡合Ni2+去除的影響(T=25 ℃，pH=6.0)螯合沉淀物的沉降性能較好，EDTC對Ni2+的去除效率隨著沉降時間的延長而增加.當沉淀時間為8 min 時，Ni的去除率可達到98%以上，殘留Ni2+濃度低于0.1 mg?L-1，之后去除率逐漸趨于穩定.與傳統的化學沉淀法相比，其沉降性能大大提高，同時減少了絮凝劑的使用.如硫化物沉淀法處理低濃度重金屬廢水時，生成的沉淀顆粒較小，沉淀周期較長，同時需要添加一定量的混凝劑和絮凝劑(Kel生化反應，出水COD<200mgL，氨氮<10mgL，總氮<25mgL。3.4深度處理工藝深度處理一般包括高級氧化、混凝、沉淀、過濾、活性炭吸附等。其中混凝、沉淀、過濾與常規廢水處理工藝*，不做詳細說明。活性炭吸附由于活性炭極易飽和，再生困難，運行成本高，常用作膜處理前的安保措施。目前高級氧化技術眾多，如Fenton試劑氧化法、臭氧氧化法、催化濕式氧化法、超臨界水氧化法、電化學氧化法等。各種高級氧化具有相似的技術原理，即通過各種途徑生成羥基自由基，起到將難降解有機物破環、斷鏈的作用。Fenton試劑氧化的基本原理是在pH為3~4且Fe2+石墨烯的特征褶皺出現(圖 1c)，表明EDTA-2Na的加入對氧化石墨烯和殼聚糖復合材料的形態結構有所改善.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下的CS結構(圖 2a)與GEC結構(圖 2c)，不難看出復合后的材料具有更好的形貌結構，進一步說明GO的引入明顯地改善了CS的形態結構.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：?