1時(shí), 下部區(qū)域液相平均渦量隨曝氣強(qiáng)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(qū)域呈先上升后下降趨勢;上部區(qū)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(qū)相同區(qū)域, 進(jìn)水流量的增加液相渦量整體上升, 但上升幅度較小, 說明進(jìn)水流量的增加對降流區(qū)液相剪切力的增加幅度較小.從圖 4c可以看出, 進(jìn)水流量為50 L?h-1時(shí), 下部區(qū)域液相平均湍動能隨曝氣強(qiáng)度的增加均呈逐漸增強(qiáng)的趨勢, 中部區(qū)域呈上下的波動趨勢, 上部區(qū)域呈先上升后下降趨勢;曝氣強(qiáng)度為0.25~0.65 m3?h-1時(shí), 液相平均湍動能，一般不在大型污水廠中應(yīng)用，故設(shè)計(jì)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(shí)延長污泥齡。 3.5淺層氣浮池淺層氣浮為圓形成套鋼設(shè)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(tǒng)氣浮理論的基礎(chǔ)上，成功地運(yùn)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(shè)備，主要特點(diǎn)為：原水進(jìn)水口、凈化水出水口均為移動式，進(jìn)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(tài)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(guī)律可以發(fā)現(xiàn), 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(shí)增長較為顯著, 與5 min時(shí)氯消耗、UV254變化、三維熒光強(qiáng)度變化顯著的結(jié)論相*, 說明AOC的增長可能是由于氯與再生水中的有機(jī)物發(fā)生了反應(yīng).30 min內(nèi)整體上呈現(xiàn)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(jī)物首先和氯反應(yīng), 被氧化分解為易被細(xì)菌吸收利用的小分子有機(jī)物, AOC迅速增長, 而在5~30 min內(nèi), 小分子有機(jī)物又繼續(xù)和氯反應(yīng), 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(jìn)行觀察，結(jié)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(shí)驗(yàn)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(diào)節(jié)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(diào)節(jié)溶液pH=8~9(熒光增白劑測定適pH值，GBT10661-1996)，測定吸光度，結(jié)果如圖 3a所示.由圖 3a可以看出，當(dāng)pH小于4時(shí)，MIL-68(Al)對VBL的吸附量隨著pH值增大而增加;當(dāng)pH為4~10時(shí)，MIL-68(Al)對VBL的吸附量基本燒5 h, 即制得載鎂天然沸石復(fù)合材料(記為NZ-MgO).1.2.2 實(shí)驗(yàn)方法取一定質(zhì)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(yǎng)箱中于25℃以180 r?min-1轉(zhuǎn)速反應(yīng)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(yīng)前后溶液中磷酸鹽和氨氮的濃度, 計(jì)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(jì)算：反應(yīng)平測, 加強(qiáng)對水庫上游工礦企業(yè)污染物外排情況的監(jiān)管, 采取相應(yīng)的措施防止工業(yè)廢水、農(nóng)業(yè)面源污染和生活污水等對水體造成更嚴(yán)重的污染.4 結(jié)論(1) 依據(jù)《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838-2002)和《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB 5749-2006)規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)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(biāo)現(xiàn)象, 超標(biāo)率分別為4.35%和*, Mo濃度超過標(biāo)準(zhǔn)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(biāo).(2) 健康風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)表明, 陸渾水庫飲用水源地水體中金屬元素引起的平均個(gè)人年健康風(fēng)險(xiǎn)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(zhuǎn)90°對準(zhǔn)天空測量輻亮度(Lsky); 后再垂直對準(zhǔn)灰板測量標(biāo)準(zhǔn)灰板的輻亮度.每個(gè)采樣點(diǎn)都需要測量10條以上光譜信息.水面光譜數(shù)據(jù)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(jìn)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(dāng)盤中黑白色剛好看不清楚時(shí)記錄標(biāo)尺讀數(shù), 即為透明度值.數(shù)值以厘米為單位, 反復(fù)觀察2~3次確保讀數(shù)穩(wěn)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(jì)(CT-8022).儀器使用之前需要用標(biāo)準(zhǔn)液進(jìn)行校正溫自動控制系統(tǒng)以維持SBR反應(yīng)器的運(yùn)行溫度.借助于過程控制系統(tǒng)[以溶解氧(DO)、pH和氧化還原電位(ORP)為控制參數(shù)]準(zhǔn)確指示生化反應(yīng)的進(jìn)程.本試驗(yàn)用水取自蘭州交通大學(xué)家屬區(qū)生活污水, 主要水質(zhì)參數(shù)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(shí)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(shí)際平衡吸附量接近(表 1).這些結(jié)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(yīng)的速率限制步驟可能是化學(xué)吸附過程, 每一種硅藻表面與Cd2+之間有化學(xué)鍵形成或者發(fā)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(diào)整和親和力都要大于Zn2+, 由Langmuir方程計(jì)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(yīng)屬自發(fā)進(jìn)行的反應(yīng), 且是吸熱反應(yīng).6) EPS對Cu2+、Zn2+的吸附機(jī)理類似, 主要起作用的官能團(tuán)是羥基、氨基、酰胺基團(tuán)、羧基和C-O-C基團(tuán).CANON工藝具有脫氮途徑短、節(jié)省曝氣量、無需外加碳源、溫室氣體產(chǎn)量少等優(yōu)點(diǎn), 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(zhì).如何將CANON工藝推廣到市政污水處理廠中是*以來的難點(diǎn)[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(jī)膨脹土進(jìn)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(huán)保、簡單，一直在煤化工焦化廢水的處理中發(fā)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(zhì)的降解難度高，為了達(dá)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(qiáng)化處理效果，需要在此基礎(chǔ)上強(qiáng)化菌種的優(yōu)選，使用高效菌種與微生物反應(yīng)器。關(guān)于生物處理法，從內(nèi)容上看主要包括三個(gè)方面：關(guān)文檔。4 結(jié)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(chǎn)生硫酸根自由基降解水中亞甲基藍(lán)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(shí), 能夠降解去除體系中90%的亞甲基藍(lán), 而中性和堿性條件下, 降解效率低于70%.通過降解動力學(xué)和熱力學(xué)分析表明：在15~32 ℃下, 體系的降解速率常數(shù)在0.042 min-1到0.109 min-1之間, 反應(yīng)的活化能為33.7 kJ?mol-1.通催化劑和氧化劑用量優(yōu)化研究表明：M-N-G具備有限的吸附去除亞甲基藍(lán)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(xiàn)(圖 1c)，表明EDTA-2Na的加入對氧化石墨烯和殼聚糖復(fù)合材料的形態(tài)結(jié)構(gòu)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(shù)下的CS結(jié)構(gòu)(圖 2a)與GEC結(jié)構(gòu)(圖 2c)，不難看出復(fù)合后的材料具有更好的形貌結(jié)構(gòu)，進(jìn)一步說明GO的引入明顯地改善了CS的形態(tài)結(jié)構(gòu).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(xiàn)了殼聚糖
吸附過程, 對Cu2+的吸附較Zn2+更為明顯.整個(gè)吸附過程都大致可以分為3個(gè)階段：?