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,
應部分、氣浮分離部分(含清水箱)、溶氣水制備系統、刮渣部分、電控部分組成。該設備為鋼結構，外形尺寸為：L×B×H=3.5m×2.55m×2.4m，處理污水量為15m3／h。實際廠方購買了1臺處理污水量為10m3h的氣浮設備。4實際治理效果根據浙江海門制藥廠所提供1996年12月～1998年3月份的監測記錄表，在進水量為10m3／h，水溫35℃～36℃的情況下，各處理構筑物的CODCr指標采用加權平均法進行整理，其結果詳見表1。表1各處理單元進出水CODCr指標日期項目厭氧反應器生物接觸氧化池氣浮凈水器總去除率%進水出水去除率%進水出水去除率%進水出水去除率%注：溫自動控制系統以維持SBR反應器的運行溫度.借助于過程控制系統[以溶解氧(DO)、pH和氧化還原電位(ORP)為控制參數]準確指示生化反應的進程.本試驗用水取自蘭州交通大學家屬區生活污水, 主要水質參數見表 1.接種污泥取自甘肅省蘭州處理苧麻脫膠廢水的典型工藝有厭氧-好氧(活性污泥)工藝、生物轉盤工藝和氧化溝工藝等，上述處理工藝雖然有一定的效果，但是隨著人們對周圍水體的環境質量要求越來越高，排放污染物質的控制指標(如COD、BOD)也越來越嚴，這種處理遠遠達不到目前的環境要求。我們經過研究和多次試驗得出結論：單純的生化或物化工藝處理脫膠廢水均有一定的效果，但是不能達標排放，而且處理效果不穩定，運行費用也居高不下，因此我們在一家苧麻紡織廠的廢水設施改造中采用了“生化-物化"組合工藝，該工藝具有耐沖擊負荷、運行穩定、易于管理和運行費用低等優對穩定, 較難被微生物利用.2.5 EPS對污泥沉降性能的影響國內外學者對活性污泥中EPS含量與活性污泥的沉降性能的影響進行了大量的研究, 但獲得的結論也不盡相同.因此, 本試驗也考察了EPS含量對活性污泥沉降性能的影響.從圖 5可以看出, ROA和RAO系統中SVI隨EPS含量的變化規律相似, 即SVI隨EPS含量的增加而增加, 表現為正相關性, 充分表明EPS含量的增加不利于活性污泥的沉降性能, 這與周健等的研究結果相*. Forstor的研究發現污泥中EPS含量與SVI同步增加.但劉佩等發現, 在低負荷氧化溝系統中污泥中的EPS含量與SVI成顯著的負向線性關系, 筆者研究有類似結果, 陳永華等(2015)從鉛鋅礦渣盆栽根際土樣中分離篩選出3株耐鉛鋅菌株, 利用其對Pb2+和Zn2+進行吸附實驗, 結果表明, 蠟樣芽孢桿菌對于50 mg?L-1Pb2+吸附的佳投菌量為0.02 g(以干重計), 而對于同樣濃度Zn2+吸附的佳投菌量為0.06 g, 解硫胺素芽孢桿菌和藤黃微球菌對于2種重金屬吸附的佳投菌量同樣有較大差異.圖 2 投菌量對P. aeruginosa吸附Cu2+(a)和Pb2+(b)的影響圖 2結果表明, 當體系中只含有單一重金屬時, 單位質量菌體對Cu2+、Pb2+的吸附量隨投菌量的增加呈下降趨勢.其主要原因是隨著投菌量的增加, 吸附質與吸附劑的比例減小龍巖那里產污水處理氣浮裝置企業屬離子(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、?