1时, 下部区域液相平均涡量随曝气强度的增加呈先上升后下降趋势, 波动幅度较小, 且值均大于零;中部区域呈先上升后下降趋势;上部区域呈先下降后上升趋势.液相平均涡量随流化床高度的增加呈上下多次波动趋势.降流区相同区域, 进水流量的增加液相涡量整体上升, 但上升幅度较小, 说明进水流量的增加对降流区液相剪切力的增加幅度较小.从图 4c可以看出, 进水流量为50 L?h-1时, 下部区域液相平均湍动能随曝气强度的增加均呈逐渐增强的趋势, 中部区域呈上下的波动趋势, 上部区域呈先上升后下降趋势;曝气强度为0.25~0.65 m3?h-1时, 液相平均湍动能，一般不在大型污水厂中应用，故设计中考虑保证二沉池中固液分离效果，提高回流污泥浓度，同时延长污泥龄。 3.5浅层气浮池浅层气浮为圆形成套钢设备，2套，单套处理能力：300m3h，尺寸为D×H=10×0.7m。浅层气浮装置是在传统气浮理论的基础上，成功地运用了“浅池理论”和“零速”原理，集凝聚、气浮、撇渣、沉淀、刮泥为一体的*、高效净化设备，主要特点为：原水进水口、净化水出水口均为移动式，进水口自身以原水出流速度并以相反的方向回旋，混合废水的水平流速相对流出装置为零，零流速状态大大改善气浮过程中液体紊流，缩短原水中 7所示.图 7 二级出水氯消毒过程中AOC变化规律可以发现, 二级出水在氯消毒过程中AOC水平均有不同程度的增长, 消毒5 min时增长较为显著, 与5 min时氯消耗、UV254变化、三维荧光强度变化显著的结论相*, 说明AOC的增长可能是由于氯与再生水中的有机物发生了反应.30 min内整体上呈现出先增长后降低的趋势, 推测可能由于加氯后5 min中, 水样中的大分子有机物首先和氯反应, 被氧化分解为易被细菌吸收利用的小分子有机物, AOC迅速增长, 而在5~30 min内, 小分子有机物又继续和氯反应, 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)微观形貌进行观察，结果如图 2e和图 2f所示，可以看到，MIL-68(Al)晶体呈长条状，无序堆积在一起.3.2 吸附实验部分3.2.1 pH值对吸附的影响分别取10份浓度为50 mg?L-1的VBL溶液，每份体积为100 mL，将pH值依次调节为2、3、4、5、6、8、9、10、11，分别加入20 mg MIL-68(Al)吸附剂，25 ℃恒温条件下振荡吸附3 h，离心后调节溶液pH=8~9(荧光增白剂测定适pH值，GBT10661-1996)，测定吸光度，结果如图 3a所示.由图 3a可以看出，当pH小于4时，MIL-68(Al)对VBL的吸附量随着pH值增大而增加;当pH为4~10时，MIL-68(Al)对VBL的吸附量基本烧5 h, 即制得载镁天然沸石复合材料(记为NZ-MgO).1.2.2 实验方法取一定质量的NZ-MgO材料, 投加到装有100 mL氮磷混合模拟废水的250 mL锥形瓶中, 其中氨氮和磷酸盐的初始浓度皆为60 mg?L-1, 将其置于恒温震荡培养箱中于25℃以180 r?min-1转速反应8 h, 取溶液上清液过0.22 μm滤膜, 用分光光度法测定上清液的磷酸盐和氨氮浓度.通过测定反应前后溶液中磷酸盐和氨氮的浓度, 计算单位吸附量.1.2.3 分析方法(1) 溶解性磷酸盐浓度测定采用GB11893-89钼酸铵分光光度法; 氨氮浓度测定采用GB11893-89纳氏试剂分光光度法.(2) 单位吸附量的计算：反应平测, 加强对水库上游工矿企业污染物外排情况的监管, 采取相应的措施防止工业废水、农业面源污染和生活污水等对水体造成更严重的污染.4 结论(1) 依据《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)和《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)规定的标准限值, 陆浑水库饮用水源地水体中Al大浓度和Mo所有浓度均有超标现象, 超标率分别为4.35%和*, Mo浓度超过标准限值2.16~2.44倍, 而As、Cd、Cr、Cu、Fe、Hg、Mn、Ni、Pb和Zn浓度均未超标.(2) 健康风险评价表明, 陆浑水库饮用水源地水体中金属元素引起的平均个人年健康风险大小依次为Cr>As>Cd>Al>Mo>Cu>避开水面泡沫的情况下, 所测得水体辐亮度为Lsw; 将仪器向上旋转90°对准天空测量辐亮度(Lsky); 后再垂直对准灰板测量标准灰板的辐亮度.每个采样点都需要测量10条以上光谱信息.水面光谱数据按照唐军武等[35]介绍的方法换算成水面遥感反射率.用塞氏盘进行透明度的测量.手握卷尺缓慢释放绳子, 将塞氏盘垂直沉入水中, 当盘中黑白色刚好看不清楚时记录标尺读数, 即为透明度值.数值以厘米为单位, 反复观察2~3次确保读数稳定性.溶解氧(DO)、氧化还原电位测量分别采用溶解氧检测仪(YSI550A)、笔式OPT计(CT-8022).仪器使用之前需要用标准液进行校正温自动控制系统以维持SBR反应器的运行温度.借助于过程控制系统[以溶解氧(DO)、pH和氧化还原电位(ORP)为控制参数]准确指示生化反应的进程.本试验用水取自兰州交通大学家属区生活污水, 主要水质参数见表 1.接种污泥取自甘肃省兰州 拟合程度越好.通过模型算得的角毛藻在Cd2+初始浓度为10、100和500 mg?L-1下的理论平衡吸附量分别为6.22、93.54和303.03 mg?g-1(表 1), 与实际平衡吸附量6.25、92.81和275.25 mg?g-1相差不大.相似地, 菱形藻和海链藻在不同Cd2+初始浓度下的理论平衡吸附量亦与实际平衡吸附量接近(表 1).这些结果说明这3种海洋硅藻对Cd2+的吸附过程较好地符合Pseudo二级模型所描述的吸附过程, Cd2+吸附反应的速率限制步骤可能是化学吸附过程, 每一种硅藻表面与Cd2+之间有化学键形成或者发生了离子交换过程.图 4不同Cd2+初始浓度下3种硅藻吸附Cd2+的Pseudo二
钢铁板块大幅调整和亲和力都要大于Zn2+, 由Langmuir方程计算的Cu2+的大吸附量为2.155 mg?mg-1, Zn2+大吸附量为0.508 mg?mg-1, 吸附Cu2+、Zn2+的反应属自发进行的反应, 且是吸热反应.6) EPS对Cu2+、Zn2+的吸附机理类似, 主要起作用的官能团是羟基、氨基、酰胺基团、羧基和C-O-C基团.CANON工艺具有脱氮途径短、节省曝气量、无需外加碳源、温室气体产量少等优点, 成为了目前具前景的污水脱氮工艺.CANON工艺适合处理高温、高氨氮污水, 而生活污水是常温、低氨氮水质.如何将CANON工艺推广到市政污水处理厂中是*以来的难点[5].目前, 国外CANON工艺的研究主要以，采取生物处理法提高了COD的去除率。另有研究人员对焦化废水采用有机膨胀土进行处理，起到了良好的吸附性作用，提高了BC值。2.2生物处理法生物处理法环保、简单，一直在煤化工焦化废水的处理中发挥着重要的作用，代表性的有UASB、SBR、AO等。在煤化工焦化废水中，有大量的酚、氨氮与COD，很多物质的降解难度高，为了达到理想的处理效果，必须要推行生物处理法。煤化工焦化废水的生物处理工艺一般采用AO法，为了强化处理效果，需要在此基础上强化菌种的优选，使用高效菌种与微生物反应器。关于生物处理法，从内容上看主要包括三个方面：关文档。4 结论(Conclusions)本研究中探讨了使用M-N-G作为活化剂, 催化过硫酸钾产生硫酸根自由基降解水中亚甲基蓝的效果.所述M-N-G的制备方法简单, 磁性良好, BET比表面积为94.35 m2?g-1, 孔道大小为3.745 nm.体系在pH 2~6时, 能够降解去除体系中90%的亚甲基蓝, 而中性和碱性条件下, 降解效率低于70%.通过降解动力学和热力学分析表明：在15~32 ℃下, 体系的降解速率常数在0.042 min-1到0.109 min-1之间, 反应的活化能为33.7 kJ?mol-1.通催化剂和氧化剂用量优化研究表明：M-N-G具备有限的吸附去除亚甲基蓝的能力, 过硫酸钾也可以通过自身的氧石墨烯的特征褶皱出现(图 1c)，表明EDTA-2Na的加入对氧化石墨烯和壳聚糖复合材料的形态结构有所改善.图 2为CS、GC和GEC的透射电镜(TEM)图，可以看出，CS(图 2a)的TEM图与GC(图 2b)和GEC(图 2c)的TEM图明显不同，对比在相同放大倍数下的CS结构(图 2a)与GEC结构(图 2c)，不难看出复合后的材料具有更好的形貌结构，进一步说明GO的引入明显地改善了CS的形态结构.图 1 CS(a)、GC(b)、GEC(c)的扫描电镜图图 2 CS(a)、GC(b)和GEC(c)的透射电镜图图 3是CS、GC、GEC的X射线衍射图谱，从图中可以看出，GC和GEC在2θ=20.3°和10.8°处分别出现了壳聚糖
吸附过程, 对Cu2+的吸附较Zn2+更为明显.整个吸附过程都大致可以分为3个阶段：?
