1時, 下部區域液相平均渦量隨曝氣強度的增加呈先上升后下降趨勢, 波動幅度較小, 且值均大于零;中部區域呈先上升后下降趨勢;上部區域呈先下降后上升趨勢.液相平均渦量隨流化床高度的增加呈上下多次波動趨勢.降流區相同區域, 進水流量的增加液相渦量整體上升, 但上升幅度較小, 說明進水流量的增加對降流區液相剪切力的增加幅度較小.從圖 4c可以看出, 進水流量為50 L?h-1時, 下部區域液相平均湍動能隨曝氣強度的增加均呈逐漸增強的趨勢, 中部區域呈上下的波動趨勢, 上部區域呈先上升后下降趨勢;曝氣強度為0.25~0.65 m3?h-1時, 液相平均湍動能，一般不在大型污水廠中應用，故設計中考慮保證二沉池中固液分離效果，提高回流污泥濃度，同時延長污泥齡。 3.5淺層氣浮池淺層氣浮為圓形成套鋼設備，2套，單套處理能力：300m3h，尺寸為D×H=10×0.7m。淺層氣浮裝置是在傳統氣浮理論的基礎上，成功地運用了“淺池理論”和“零速”原理，集凝聚、氣浮、撇渣、沉淀、刮泥為一體的*、高效凈化設備，主要特點為：原水進水口、凈化水出水口均為移動式，進水口自身以原水出流速度并以相反的方向回旋，混合廢水的水平流速相對流出裝置為零，零流速狀態大大改善氣浮過程中液體紊流，縮短原水中 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
的MIL-68(Al)微觀形貌進行觀察，結果如圖 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值依次調節為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，離心后調節溶液pH=8~9(熒光增白劑測定適pH值，GBT10661-1996)，測定吸光度，結果如圖 3a所示.由圖 3a可以看出，當pH小于4時，MIL-68(Al)對VBL的吸附量隨著pH值增大而增加;當pH為4~10時，MIL-68(Al)對VBL的吸附量基本燒5 h, 即制得載鎂天然沸石復合材料(記為NZ-MgO).1.2.2 實驗方法取一定質量的NZ-MgO材料, 投加到裝有100 mL氮磷混合模擬廢水的250 mL錐形瓶中, 其中氨氮和磷酸鹽的初始濃度皆為60 mg?L-1, 將其置于恒溫震蕩培養箱中于25℃以180 r?min-1轉速反應8 h, 取溶液上清液過0.22 μm濾膜, 用分光光度法測定上清液的磷酸鹽和氨氮濃度.通過測定反應前后溶液中磷酸鹽和氨氮的濃度, 計算單位吸附量.1.2.3 分析方法(1) 溶解性磷酸鹽濃度測定采用GB11893-89鉬酸銨分光光度法; 氨氮濃度測定采用GB11893-89納氏試劑分光光度法.(2) 單位吸附量的計算：反應平測, 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>避開水面泡沫的情況下, 所測得水體輻亮度為Lsw; 將儀器向上旋轉90°對準天空測量輻亮度(Lsky); 后再垂直對準灰板測量標準灰板的輻亮度.每個采樣點都需要測量10條以上光譜信息.水面光譜數據按照唐軍武等[35]介紹的方法換算成水面遙感反射率.用塞氏盤進行透明度的測量.手握卷尺緩慢釋放繩子, 將塞氏盤垂直沉入水中, 當盤中黑白色剛好看不清楚時記錄標尺讀數, 即為透明度值.數值以厘米為單位, 反復觀察2~3次確保讀數穩定性.溶解氧(DO)、氧化還原電位測量分別采用溶解氧檢測儀(YSI550A)、筆式OPT計(CT-8022).儀器使用之前需要用標準液進行校正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 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
鋼鐵板塊大幅調整和親和力都要大于Zn2+, 由Langmuir方程計算的Cu2+的大吸附量為2.155 mg?mg-1, Zn2+大吸附量為0.508 mg?mg-1, 吸附Cu2+、Zn2+的反應屬自發進行的反應, 且是吸熱反應.6) EPS對Cu2+、Zn2+的吸附機理類似, 主要起作用的官能團是羥基、氨基、酰胺基團、羧基和C-O-C基團.CANON工藝具有脫氮途徑短、節省曝氣量、無需外加碳源、溫室氣體產量少等優點, 成為了目前具前景的污水脫氮工藝.CANON工藝適合處理高溫、高氨氮污水, 而生活污水是常溫、低氨氮水質.如何將CANON工藝推廣到市政污水處理廠中是*以來的難點[5].目前, 國外CANON工藝的研究主要以，采取生物處理法提高了COD的去除率。另有研究人員對焦化廢水采用有機膨脹土進行處理，起到了良好的吸附性作用，提高了BC值。2.2生物處理法生物處理法環保、簡單，一直在煤化工焦化廢水的處理中發揮著重要的作用，代表性的有UASB、SBR、AO等。在煤化工焦化廢水中，有大量的酚、氨氮與COD，很多物質的降解難度高，為了達到理想的處理效果，必須要推行生物處理法。煤化工焦化廢水的生物處理工藝一般采用AO法，為了強化處理效果，需要在此基礎上強化菌種的優選，使用高效菌種與微生物反應器。關于生物處理法，從內容上看主要包括三個方面：關文檔。4 結論(Conclusions)本研究中探討了使用M-N-G作為活化劑, 催化過硫酸鉀產生硫酸根自由基降解水中亞甲基藍的效果.所述M-N-G的制備方法簡單, 磁性良好, BET比表面積為94.35 m2?g-1, 孔道大小為3.745 nm.體系在pH 2~6時, 能夠降解去除體系中90%的亞甲基藍, 而中性和堿性條件下, 降解效率低于70%.通過降解動力學和熱力學分析表明：在15~32 ℃下, 體系的降解速率常數在0.042 min-1到0.109 min-1之間, 反應的活化能為33.7 kJ?mol-1.通催化劑和氧化劑用量優化研究表明：M-N-G具備有限的吸附去除亞甲基藍的能力, 過硫酸鉀也可以通過自身的氧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：?
