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,
厭氧反應器運行穩定性的累積效應及其在反應器內的歸趨, 結合厭氧顆粒污泥微生物種群結構的變化, 以揭示納米TiO2對厭氧顆粒污泥微生物的抑制機制, 以期為應對厭氧污水處理體系中納米TiO2的生態風險提供理論支持和參考依據.1 材料與方法 1.1 厭氧顆粒污泥及納米TiO2的特性試驗所用厭氧顆粒污泥來自于處理大豆蛋白廢水的EGSB反應器, 并在小試ASBR反應器中采用模擬廢水馴化一個月, 此時污泥大比產甲烷活性為(1.08±0.03)g?(g?d)-1.經分析污泥中Ti的背景值(以VSS計, 下同)為(1.7±0.3)mg?g-1.其中, 模擬廢水中的主要成分有：葡萄糖(7 000 mg?L-癌效力：(9)式中, βh：人類致癌強度系數, kg?d?mg-1; Kah：種間轉化系數(美國EPA*值4.7), 無量綱; βa：動物致癌強度系數, kg?d?mg-1.抗生素的非致癌風險：(10)式中, HQ(hazard quotient)：風險危害商值, 無量綱; CDI：單位體重的暴露劑量, mg?(kg?d)-1; RfD(reference doses)：污染物的非致癌參考劑量, mg?(kg?d)-1.采用Strenge等提出的模型來估算其非致癌參考劑量：(11)式中, LD50(median lethal dose)：動物半數致死量(數據來源于美國國家藥品數據庫), mg?kg-1; 4×10-5為經驗轉化系數, d-1.多種復合化合物與多種暴露途徑的非致癌性相同, 均處于較高水平. S1由于AO除磷出水中可降解有機物較少, 不利于異養菌的生長, 污泥厭氧氨氧化速率較高, 反硝化速率較低. S2~S4階段, 基質中投加有機碳源, 有利于反硝化菌的生長, 污泥反硝化速率有所提高.反硝化菌大量增殖, 厭氧氨氧化菌在生物膜中的相對比例有所下降, 因此厭氧氨氧化速率逐步降低.投加有機物的濃度對污泥反應速率影響較大, 隨著有機物濃度的升高, 污泥厭氧氨氧化速率逐步下降, 反硝化速率逐漸升高. 1號反應器污泥厭氧氨氧化速率明顯下降, 反硝化速率顯著增高, 2號反應器污泥反硝化速率增幅較小, 表明碳源種類對污泥反的地下水時, 且運行管理復雜[11~13].近年來研究發現, 在自然狀態下掛膜較難成功, 但其對溫度變化幅度大的地表水適應性差, 在國內外應用較多, 目前生物法去除氨氮的技術已比較成熟, 研究成果主要為對普通濾池進行生物強化,>在前期實驗工作中發現, 將該活性氧化膜應用于地表水中氨氮的去除時, 其催化氧化活性隨著運行時間推移而有所下降.研究發現投加磷酸鹽可以促進活性氧化膜的氨氮去除活性, 但對具體的磷酸鹽投加量尚未明確, 磷酸鹽促進與保持活性氧化膜氨氮去除活性的效果及機制也尚未探討.因此, 本文基于實驗工作中發現的問題, 系統地考鶴崗的生活廢水一體化處理裝置供應屬離子(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、?