為＜10mgL。渦凹氣浮設備對COD、SS、石油類的去除率分別達到60%、80%、85%以上。本工程中渦凹氣浮設備的占地面積僅為9.60m2；能耗僅為300KW。在減少了占地面積、節約了投資的同時，還降低了運行費用。3渦凹氣浮(CAF)的優點3.1節省投資渦凹氣浮沒有壓力容器、空壓機、循環泵等設備，因而設備投資少。設備占地面積小，減少土建投資。Q=200m3h的渦凹氣浮(CAF)設備占地面積僅為36.15m2。 3.2運行費用低廉該系統因沒有壓力容器、空壓機、循環泵等設備，從而節省電耗。Q=200m3h的渦凹氣浮(CAF)系統能耗僅為5.435KW，而溶氣氣浮(DAF)系統能耗高達果的差異, 并對活性氧化膜進行SEM和EDS表征分析, 初步探究磷酸鹽影響活性氧化膜氨氮去除活性的機制.1.4 分析測試方法水樣均采用標準方法測定氨氮：納氏試劑分光光度法; 硝酸鹽氮：紫外分光光度法; 亞硝酸鹽氮：N-(1-萘基)-乙二胺光度法; TP：鉬銻抗分光光度法; 高錳酸鹽指數：高錳酸鹽指數法; O3：靛藍二磺酸鈉分光光度法; 堿度：酸堿指示劑滴定法; DO濃度：溶氧儀(雷磁JPB-607A); pH：pH計(雷磁PHS-3C); 水溫：溫度計; 濁度：濁度計(雷磁WGZ-2000); TOC：燃燒氧化-非分散紅外吸收法(島津TOC-ASI); Al：電感耦合等離子體質譜(美國PE 200-E 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
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-, 把氣液雙流體模型應用于氣、固、液三相流, 模擬和模型準確度不高, 均不能較真實地反應液相流態.粒子圖像測速技術(Particle Image Velocimetry, 簡稱PIV)作為一種對流場無干擾的瞬態全流場測試手段, 既具備單點測量技術的分辨率和精度, 又能獲得流場的整體結構和瞬態圖像.PIV的基本原理是在流場中布撒一些與流體跟隨性良好且具有良好的示蹤性和反光性的示蹤粒子, 用激光照射所測區域, 使用CCD相機獲取示蹤粒子的瞬時運動圖像, 設置適當的跨幀時間, 對拍攝的兩幅連續的圖像進行互相關計算, 根據兩幀圖像的位移和時間間隔, 從而得到流場的速　　中厚板：全國24個主要城市中厚板均價4167元/噸，較上一交易日價格下跌5元/噸。由于現貨資源成交不佳，貿易商報價方面偏向利空。而需求方面謹慎觀望的同時也將在節前適當性的補貨。預計明日市場價格或繼續維持弱勢整理的局勢。局部速度梯度張量的臨界點分析, 它提供了一種從速度場提取小尺度渦的方法, 包括那些通過速度分解不能看到的渦結構.漩渦強度被定義為速度梯度張量的復數特征值的虛部, 并量化局部漩渦運動的強度, 在二維數據梯度計算時, 將Z方向數據設置為零, 簡化了特征值計算, 公式如下：(6)正特征值意味著流場中可能存在剪切流動, 但沒有渦結構;負的漩渦強度表明該處有渦結構存在, 而局部小值則可以用來識別渦核的位置.本文同時采用了渦量方法和漩渦強度方法, 故可以更有效地分析流場中的渦結構(于尚旺等, 2006).曝氣強度和進水流量為1.05 m3?h-1、50 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 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
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：反應平脫色.國內廣東農科院研究人員篩選到兩株木質素降解鏈霉菌, 在苯胺藍固體平板上培養5 d后, 能產生脫色圈.本實驗所篩選的放線菌StreptomycesAG-56在多種C源的利用性、可誘導性及對苯胺藍的降解方面都展現了*的性能, 表明其在污水處理特別是三芳基甲烷類染料廢水處理方面具有較高的應用價值.而后續對于StreptomycesAG-56的研究應主要集中在StreptomycesAG-56的降解機理、分子機制、污染物耐受機制、降解動力學等系統性的科學問題上, 以期能夠為該菌株的工業化應用奠定堅實的理論基礎.5 結論(Conclusions)1) 從土壤中分離獲得了一株能夠降解"控制水溫10～30℃，pH值6～8，DO＞4mg/lCODcr﹤30mg/l.CODCr(mg/L)BOD5(mg/L)SS(mg/L)色度(倍)濃度10.5～9.5350～600100～150150～250200～800表2設計出水水質項目pHCODCr(mg/L)BOD5(mg/L)SS(mg/L)色度(倍)濃度6～9≤150≤40≤100≤80廢水先流入調節池進行預曝，然后泵入生物接觸氧化池，出水自流入斜管沉淀池，沉淀出水直接排放污泥排入貯泥池，再泵入濃縮池，經板框壓濾機處理斜管沉淀池設計中設有加藥反應區，是為去除色度而設的，具體視水質情況決定是否加藥3主要構筑物及設備曝氣調節池：由于原調節池容積不夠，新增一座，二池總有效容積為1336m3，停留時間為8h池內采用穿孔管曝氣，氣水比為5∶1②生物接觸氧化池：有效容積1837m3，內置填料，填料接觸時間為7.1h池底采用曝氣軟管曝氣，氣水比為15∶1池內溶解氧濃度為4mg/L，選用的風機為三葉羅茨鼓風機SSR200③斜管沉淀池：表面負荷為1.5m3/(m2·h)"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：?