研究利用單晶衍射數(shù)據(jù)對MIL-68(Al)的衍射圖樣進(jìn)行了優(yōu)化模擬.由XRD表征結(jié)果可以看到，實(shí)驗(yàn)得到的衍射峰與優(yōu)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(tuán)分析結(jié)果如圖 2b所示，3665 cm-1處為MIL-68(Al)結(jié)構(gòu)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(jī)橋聯(lián)
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(xù)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?cè)コ? 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(wǎng)中的衰減規(guī)律, 假設(shè)其符合一級動力學(xué)模型：(2)式中, c：濃度, ng?L-1; t：時間, min; c0：物質(zhì)的初始濃度, ng?L-1.衰減系數(shù)(K)為：(3)式中, v：水流速, m?s-1; L：取樣點(diǎn)i與i+1之間的距離, m; ci：取樣點(diǎn)i處抗生素的濃度, ng?L-1.1.4 健康風(fēng)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(yōu)化提供技術(shù)參考.2 實(shí)驗(yàn)部分(Experimental section)2.1 試劑與儀器試劑：聚丙烯酰胺(PAM, 相對分子質(zhì)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(xué)儀器有限公司), 程控混凝實(shí)驗(yàn)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(jì)(IR Prestige-21
組合的工況下, 可使填料濃度達(dá)到*.分析其原因, 由于折流板的存在, 折流板上部區(qū)域?yàn)槠貧馑绤^(qū), 實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)大量的填料在升流區(qū)形成了內(nèi)循環(huán), 且存在諸多小循環(huán), 即由于折流板的存在, 折流式膜生物流化床為內(nèi)外雙循環(huán)和諸多小循環(huán)(圖 2c);另一原因是由于進(jìn)水管的布置會使底部堆積的填料進(jìn)行向左的沖擊, 當(dāng)沖擊到曝氣區(qū)或環(huán)流區(qū)后, 填料將隨氣液上升形成環(huán)流.填料的流態(tài)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(tài)更加紊亂, 填料濃度和液相紊亂程度越大, 起到?jīng)_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,
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)平變性失去活性, 引起酶反應(yīng)速率下降, 從而導(dǎo)致AOB對FA的降解速率下降. Hellinga等指出[8], 當(dāng)溫度介于5~12℃時, NOB的大比生長速率大于AOB.當(dāng)溫度介于12~40℃時, AOB的大比生長速率大于NOB的大比生長速率.因此, 在一定范圍內(nèi)升高溫度可以增大NOB和AOB在生長速率上的差距.目前國內(nèi)外的研究主要報(bào)道高氨氮廢水短程硝化中FA的抑制作用, 針對高氨氮廢水中氨逃逸現(xiàn)象報(bào)道較少.盧剛等[20]對模擬含氨廢水采用循環(huán)顆粒污泥床短程硝化污泥反應(yīng)器的研究發(fā)現(xiàn), 通過對生化反應(yīng)器氮素平衡核算, 反應(yīng)器氨氧化過程中存在明顯的氮損失現(xiàn)象, 認(rèn)為氨逃逸是導(dǎo)致 原材料現(xiàn)貨市場2+的影響無明顯規(guī)律, 僅當(dāng)Cu2+濃度為5和10 mg?L-1時其吸附率有較顯著的變化(p < 0.05).造成上述結(jié)果的可能原因是P. aeruginosa對于2種重金屬的吸附機(jī)理不同.菌體對Pb2+的吸附不但與其表面性質(zhì)有關(guān), 可能還與菌體理化性質(zhì)等有關(guān), Cu2+的加入雖然占據(jù)了吸附位點(diǎn), 但同樣會改變菌體分泌物與細(xì)胞結(jié)構(gòu), 從而影響其對目標(biāo)離子的吸附.周維芝等(2009)研究了深海適冷菌胞外多糖(EPS)對Pb2+和Cu2+的吸附性能, 結(jié)果表明, EPS對Pb2+和Cu2+的吸附量隨EPS投加量的增加而減小.為了驗(yàn)證這一猜測, 考察了Pb2+和Cu2+對P. aeruginosa EPS產(chǎn)量的影響, EPS的提取和親和力都要大于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長久以來的難點(diǎn)[5].目前, 國外CANON工藝的研究主要以延邊州洗滌污水處理設(shè)備生產(chǎn)工廠屬離子(如：Ca2+、K+、Na+和Mg2+等)與沸石結(jié)合并不緊密, 易與溶液中的NH4+發(fā)生交換. 靜電吸附.當(dāng)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(fā)生原位水解, 形成, 反應(yīng)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(xué)沉淀.根據(jù)有關(guān)研究可知[19, 24], 前3種機(jī)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(chǎn)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(dá)到飽和[Ksp
計(jì)算得到不同人群總致癌風(fēng)險值(男性5.64×10-7, 女性5.45×10-7)和總非致癌風(fēng)險(男性5.78×10-4, 女性5.59×10-4)都處于可接受風(fēng)險水平.3 結(jié)論(1) 通過對天津市A水廠和B水廠中10種目標(biāo)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(xiàn)出了不同的分布特征. A水廠對抗生素的總?cè)コ蕿?46.47%~45.10%, 其中起主要作用的是混凝工藝. B水廠的總?cè)コ蕿?0.25%~70.33%, 紫外+氯消毒階段對抗生素的去除效果好, 預(yù)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(jié)果表明B水廠的深度水處理工藝對抗生素類物質(zhì)的處
Freundlich等溫式對實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合, 擬合結(jié)果如圖 5、圖 6、?
