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器(MBR)主要作用：利用微生物去除污水中大量的可溶性有机物，大量降低废水的COD和氨氮，由于膜的高度分离特性科使出水基本不含的悬浮物。经过MBR的处理使废水*达标排放，其出水水质由于国家所要求的污水排放标准。污泥处理工艺流程简述沉淀池底部集泥斗内的沉淀污泥由气提装置抽入污泥浓缩池，随后在污泥浓缩池内进行污泥重力浓缩处置，污泥斗凝聚浓缩后的污泥由污泥泵加压泵入厢式压滤机，再进行后续的压滤脱水处理。终污泥浓缩池上清液及厢式压滤机滤液则统一回流至调节池进行处理。脱水后的污泥经收集后由污泥运输车外运至卫生填可以看出回收产物在15.81°(020)、20.86°(111)、21.45°(021)和31.93°(040)处出现了高强度衍射峰, 将其与鸟粪石的标准谱图(PDF#15-0762)对比, 可发现两者所在强度峰的位置基本*.从图 7(c)可以看到回收产物表面聚集了密密麻麻的短棒状鸟粪石晶体, 个别呈较大的楔状并相互黏结碰撞.综合以上分析, 可确定NZ-MgO对溶液中磷酸盐和氨氮的同步回收机制主要为鸟粪石沉淀法.图 7 优反应条件下回收产物的FTIR、XRD和SEM图谱2.6 共存Ca2+的影响实际废水中存在较多非构晶离子杂质, 影响方式主要是通过进入晶体, 与构晶粒子发生化学沉淀, 从而影响对菌体吸附2种重金属均有有较为显著的影响(p <0.05).但随着pH值的变化, P. aeruginosa对Cu2+和Pb2+的吸附能力在两者共存时的变化不显著(p>0.05).图 3 pH对P. aeruginosa吸附Cu2+、Pb2+的影响3.4 不同浓度重金属共存下P. aeruginosa吸附性能通过改变共存重金属的浓度考察P. aeruginosa对目标重金属的吸附效果变化规律, 结果如图 4所示.从图 4a可以看出 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
学成分为Al2O3、Fe2O3、SiO2及氯元素等.与原料(表 1)相比，混凝剂中的Fe2O3含量比重增加，Al2O3含量有所降低，其原因可能是在混凝剂成品处理过程中，有部分筛上物质被丢弃.对混凝剂进行X射线衍射(XRD，DMX-ⅢA，日本)分析，测试结果如图 5所示.图 5 混凝剂XRD图由图 5并结合混凝剂的X射线荧光光谱分析可知，混凝剂主要由高岭石(Al2Si2O5(OH)4)、黑钙铁矿(Ca2Fe2O5)、镁绿泥石((Mg，Fe，Al)-x[siAlO5](OH)4)、氢氧化铁(FeO(OH))以及含有氯及铁的物质(Cl5H11Cl2FeN3)构成.可以看出，混凝剂中含有羟基铁(铝)及高分子的氯化铁铝等物质，因此，水流速在斜板断面骤然加大, 对底部的填料床形成冲击, 且折角可以使水流流向升流区的中心部分, 从而增加升流区的水力搅拌作用.3.3 四边形折流式膜生物流化床降流区液相流动特征图 4给出了流化床降流区3个区域的液相轴向平均速度值、涡量值和湍动能值的变化曲线.从图 4a可以看出, 进水流量为50 L?h-1时, 下部区域轴向速度随曝气强度的增加均大于零, 中部区域呈先上升后下降再上升趋势, 上部区域呈先上升后下降趋势, 轴向速度随流化床高度的下降均整体呈先下降后上升趋势.进水流量为200 L?h-1时, 下部区域轴向速度均大于零, 中部区域呈先上升对ARE产生显著影响, 且具有明显的分段现象.当0.6 mg?L-1≤FA≤143.5 mg?L-1时, 两者相关性符合线性关系, 可通过拟合直线方程y=-0.5x+85.5来表示, 随着FA浓度的增加, ARE快速下降.当143.5 mg?L-1≤FA≤681.1 mg?L-1时, 两者相关性也可通过拟合的直线方程y=-0.01x+21.3来表示, 此时随着FA浓度增加, ARE处于略微降低的趋势, 其平均值为17.1%.此时硝化开始的FA浓度已远远超过FA对AOB和NOB的初始抑制浓度, 即AOB活性受到严重抑制.图 1 不同FA浓度条件下, 系统内NH4+-N的去除特性2.2 FA对氨氧化过程NO2--N产生量的影响亚硝态氮是氨氧化菌氧化氨氮动趋势;液相平均涡量随进水流量的增加呈整体逐渐上升趋势, 但幅度较小.可见, 进水流量为50 L?h-1时液相平均涡量出现正值次数多于进水流量为200 L?h-1时, 由涡量表达式可推论当进水流量较小时, 升流区液相剪切力随着曝气强度的增加;液相平均涡量值在曝气强度为1.05 m3?h-1时, 多数达到正值, 进而说明液相剪切力随着曝气强度的增加逐渐增加.较强的液相剪切力可使填料表面老化的生物膜及时脱落, 流化床中微生物保持较高活性, 较好地解决了传统膜生物反应器中泥龄长、污泥活性较低等问题.从图 3c可以看出, 液相平均湍动能随曝气强度和进水流量有利于控制膜污染, 即填料浓度是膜污染控制一个重要因素.因此, 设计时膜组件放置高度可选择为折流式膜生物流化床升流区的上部靠近自由液面区域.3.2 四边形折流式膜生物流化床升流区液相流动特征湍流是一种高度复杂的不规则流动.张波涛等(2001)应用PIV技术对水泵吸水池的内部流场进行测量, 对40幅照片显示的速度矢量数据进行处理, 得到了流场的湍动能.本文对同一位置的40幅连续的照片所显示的速度矢量图进行分析, 可以计算出每个面上各个点的速度标准偏差, 公式如下：(1)(2)式中, urms为径向速度的标准偏差, vrms为轴向速度的标准偏差.得到 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
解方法、Galilean分解方法、小涡分解方法、涡量方法(Calcagno et al., 2002)和漩涡强度方法(Swirling Strength)等(Adrian et al., 2000).流体的涡量场ω是空间x、y、z和时间坐标t的连续函数, 其值为速度v的旋度, 构成了涡量场, 涡量表达式见式(4).在二维数据计算时, 简化了涡量, 计算公式见式(5).(4)(5)涡量方法虽然能识别出流场中的涡核, 但同时也把流场中所有的剪切运动表现出来, 因此, 涡量云图整体显得比较杂乱, 很难用来识别流场中的涡结构.而漩涡强度方法由于其本身已排除了剪切作用的影响, 因而能较好地识别出涡结构.漩涡强度是基于1)(2)式中, c0和ce分别为吸附前后溶液中重金属的浓度(mg?L-1), m为吸附剂用量(g), V为溶液总体积(L).2.2.6 扫描电镜(SEM)实验分别将空白菌体和吸附1 mg?L-1Cu2++1 mg?L-1Pb2+菌体进行脱水、冷冻干燥和喷金等前处理, 利用FEG 520型扫描电镜观察菌体形态.2.3 数据分析用SPSS13.0软件对数据进行统计分析, 结果用平均值±标准差(Means±SD)表示.3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 处理时间对P. aeruginosa吸附Cu2+和Pb2+的影响大多数有关重金属生物吸附的研究表明, 生物材料对重金属离子的吸附分为2个阶段：*个阶段是一种快速的表面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：?