水中腐殖酸O3氧化与其生物可降解性实验研究

分析探讨了水中ＤＢＰｓ的重要先质－腐殖酸的臭氧机理。采用Ｏ３氧化物为生物预处理，可以提高腐殖酸的生物降解能力。实验研究表明Ｏ３氧化＋生物流化床组合工艺下ＨＡ的ＵＶ－２５０和ＣＯＤＭｎ的去除率与单独生物相比，预臭氧化水中有机物生物解能力可提高３０％左右。     

臭氧氧化内分泌干扰物灭多威

采用O3氧化去除水中内分泌干扰物灭多威,通过投加腐殖酸、过氧化氢及羟自由基抑制剂碳酸根离子和叔丁醇,考察灭多威的去除效果。结果表明臭氧能有效去除水中微量灭多威,灭多威初始浓度1.5mg/L时,去除率可达92.7%;腐殖酸浓度增大,则显示出越来越强的竞争作用;碳酸氢根和叔丁醇也在一定程度上抑制了灭多威的去除;过氧化氢的投加并未显著提高灭多威的降解率,说明在臭氧氧化灭多威的反应过程中,臭氧直接氧化占主要部分,而羟自由基间接氧化为次要因素。     

异军突起的臭氧应用技术

在六十年代,我国科研界曾有过一股研究臭氧的热潮。当时大都从臭氧发生器的研制着手。20年来,臭氧的应用已日趋广泛。臭氧是仅次于氟的强氧化剂,其在水中很容易分解(O_3→O_2+O)放出原子氧,这种新生态的原子氧,有极强的氧化能力。它可以使环状结构的芳香烃氧化成直链烃,可以把大分子量的直链烯烃从双键部位断开,变成易于降解的小分子量的烃;它可以把生物降解性差的有机化合物氧化为生物降解性好的或简单的化合物,从而增进有机污染物的生物降解作用;臭氧在水中可以很快地杀灭包括炭疽杆菌芽胞     

O3/H2O2氧化工艺去除水中硝基苯的研究

以硝基苯为代表性有机污染物 ,对比了臭氧化和O3/H2 O2 高级氧化工艺对水中硝基苯的去除效果 .发现与臭氧化相比 ,O3/H2 O2 高级氧化工艺可以显著地提高水中硝基苯的去除效率 .无论在臭氧化还是在O3/H2 O2 高级氧化工艺中 ,水中硝基苯的降解都主要是由OH·完成的 .通过考察O3/H2 O2 高级氧化工艺去除水中硝基苯的影响因素发现 ,在O3和过H2 O2 投量相同的条件下 ,多次投加O3和催化剂H2 O2 对水中硝基苯的处理效果明显优于一次性投加 ;在本次试验条件下 ,O3/H2 O2 高级氧化工艺降解蒸馏水和自来水中硝基苯的最优H2 O2 与O3摩尔比均为 0 5 ,HCO- 3碱度水平 (以CaCO3计 )在低于 1 0 0mg/L范围内对去除硝基苯无显著影响     

CuO-Ru/Al2O3 催化臭氧化降解苯乙酮的研究

采用浸渍法制备了以活性Al2O3为载体的双组分催化剂CuO-Ru/Al2O3,利用该催化剂催化臭氧化降解了苯乙酮.结果表明,贵金属钌掺杂能显著提高CuO/Al2O3催化臭氧化苯乙酮的降解效率,如在相同条件下处理30 min后,单独臭氧氧化、CuO/Al2O3/O3和CuO-Ru/Al2O3/O3对苯乙酮水溶液的COD去除率分别为6.3%、20.0%和54.0%.pH对CuO-Ru/Al2O3催化臭氧化降解苯乙酮的效率并没有影响,但与单独臭氧化相比,该催化臭氧化体系更适合在中性或酸性条件下应用.CuO-Ru/Al2O3对水中臭氧有较好的催化分解活性,臭氧分解的速率常数达2.58×10-3s-1,高于二次水中臭氧的分解速率常数1.19×10-3s-1.叔丁醇的试验结果表明,CuO-Ru/Al2O3/O3降解苯乙酮反应遵循羟基自由基(.OH)反应机制.     

CuO-Ru/A_2lO_3催化臭氧化降解苯乙酮的研究

采用浸渍法制备了以活性Al2O3为载体的双组分催化剂CuO-Ru/Al2O3,利用该催化剂催化臭氧化降解了苯乙酮.结果表明,贵金属钌掺杂能显著提高CuO/Al2O3催化臭氧化苯乙酮的降解效率,如在相同条件下处理30 min后,单独臭氧氧化、CuO/Al2O3/O3和CuO-Ru/Al2O3/O3对苯乙酮水溶液的COD去除率分别为6.3%、20.0%和54.0%.pH对CuO-Ru/Al2O3催化臭氧化降解苯乙酮的效率并没有影响,但与单独臭氧化相比,该催化臭氧化体系更适合在中性或酸性条件下应用.CuO-Ru/Al2O3对水中臭氧有较好的催化分解活性,臭氧分解的速率常数达2.58×10-3s-1,高于二次水中臭氧的分解速率常数1.19×10-3s-1.叔丁醇的试验结果表明,CuO-Ru/Al2O3/O3降解苯乙酮反应遵循羟基自由基(.OH)反应机制.     

O3/UV降解水中的乙酸和硝基苯

利用O3 /UV和O3/H2O2降解了水中的乙酸,结果表明,在相同条件下处理60min后,O3/UV对乙酸的去除率仅比单独臭氧化处理提高了3%,而O3/H2O2在此条件下完全降解乙酸.O3/UV在处理硝基苯过程中却显示较好的氧化降解能力,通过分析表明,硝基苯降解过程中所产生的副产物H2O2对有机物的去除具有很重要的作用.因此,O3/UV氧化降解能力的提高可能有2方面的原因,紫外光对有机物的活化作用;中间产物H2O2催化臭氧分解产生了高活性的羟基自由基. 单独紫外光催化臭氧分解产生羟基自由基的效率极低.     

臭氧-生物活性炭组合工艺中最佳臭氧投加剂量的确定

在水处理过程中投加臭氧,可提高饮用水的可生物降解性.臭氧氧化后继的生物过滤,可以减少水中可生物降解有机物数量,提高饮用水的生物稳定性.试验表明,臭氧投加量2～8mg/L可使AOC-P17,AOC-NOX和BDOC分别增加20.9%～85.5%,42.1%～158.2%和21.4%～84.4%.臭氧投加量为3mg/L时,AOC和BDOC增加得最多,即3mg/L的臭氧投量为最佳投加剂量.生物活性炭滤柱(BAC)出水AOC浓度(乙酸碳)均低于50μg/L,在35.9～46.6μg/L之间,属于生物稳定性水质.     

负载型TiO_2催化臭氧化去除腐殖酸的实验研究

以实验室自制的负载型TiO2为催化剂,研究了其对水中溶解性腐殖酸的催化臭氧化效能。结果表明负载型TiO2对臭氧化去除溶解性腐殖酸有明显的催化作用,反应25min,对腐殖酸的去除率可达到86.8%,较单独臭氧化提高了28.8%;通过Na2CO3对催化反应的影响间接推断TiO2催化臭氧化反应遵循自由基反应的原理;实验最佳条件为:催化剂涂膜层数6层、焙烧温度700℃、溶液pH=10、放电电流0.4A、反应溶液初始浓度10mg/L;催化剂重复使用8次后,其催化活性变化较小,溶液中无钛离子溶出。     

γ-Al2O3催化臭氧氧化水中嗅味物质MIB效能研究

以γ-Al2O3粉末为催化剂,研究了催化臭氧氧化去除水体中典型嗅味物质2-甲基异茨醇(MIB)的效能及相关影响因素.研究表明,γ-Al2O3在蒸馏水和自来水本底中,均表现出显著的催化活性.在蒸馏水本底条件下,催化氧化可提高MIB去除率47个百分点;而在自来水本底条件下,可提高MIB去除率40个百分点以上.臭氧浓度、催化剂投加量和MIB的初始浓度对催化氧化过程具有明显的影响作用.水的硬度对γ-Al2O3催化臭氧氧化MIB影响不大,但水中无机阴离子对催化效果影响显著.天然水体中的重碳酸盐/碳酸盐碱度可以抑制催化臭氧氧化过程中产生的羟基自由基,对γ-Al2O3催化臭氧氧化MIB起到了抑制作用.低浓度的腐殖酸能够促进催化氧化过程,而高浓度时则有抑制作用.通过pH值对催化氧化MIB的影响和叔丁醇对催化氧化的抑制作用,间接地证明γ-Al2O3催化氧化MIB的作用机理是以羟基自由基为主的间接氧化过程.     

生物流化床在焦化废水治理中的应用

采用厌氧 缺氧 好氧工艺流程，以生物膜作为厌氧、缺氧反应器，循环式生物流化床作为好氧反应器进行了焦化废水治理中试应用研究。应用结果表明，上述工艺流程用于焦化废水治理是可行的。当系统进水ＣＯＤＣｒ浓度小于１２００ｍｇ／Ｌ，系统水力停留时间为４４ｈ时，出水ＣＯＤＣｒ小于２５０ｍｇ／Ｌ；较高的进水ＮＨ３ Ｎ浓度可严重影响ＮＨ３ Ｎ去除，但对ＣＯＤＣｒ去除几乎无影响     

库车前陆盆地流体化学、成因与流动

库车前陆盆地寒武系 -第三系流体分析显示 :寒武系 -奥陶系和侏罗系油田水与白垩系 -第三系有所差异 ,前者总矿化度相对较低 ,为 90g/L～ 1 1 0g/L ;相对富Ca2 + 和HCO-3 ;后者总矿化度介于 73g/L～ 3 1 0g/L,主要为 1 3 0g/L～ 2 90g/L,相对富K+ +Na+ 和Cl-;而大宛齐第三系油田水则相对富Ca。影响水化学演化的因素包括 :膏盐类、沸石类矿物溶解以及白云化作用和富镁绿泥石形成等。白垩系油田水δ18O、δD关系显示为淡水蒸发成因 ,且在轮台断隆带油田水87Sr/86Sr向西降低 ,指示了富87Sr的流体来自东部的碎屑泥岩 ,这与本区煤成油运移方向是一致的。而 2个寒武系 -奥陶系油田水87Sr/86Sr高达0 .71 71 6,并富Li、B、Sr元素和δ18O ,被认为来自结晶基岩 ,与氮气、氦气及部分甲烷的来源一致。     

中国主要类型锑矿床氢、氧、碳同位素组成及地球化学特征

中国主要类型锑矿床中主要矿物的δ18O值从 +5.2‰～ +2 5.84‰ ,离差值为2 0 .64 ;实测与计算的δ18OH2 O值从 -8.0 3‰～ +1 5.9‰ ,离差值高达 2 3 .93 ;矿物包裹体分析的δDH2 O值变化范围从 -1 2 4 .3‰～ -3 8.0‰ ,离差值达 86.3 ;矿物样品的δ13C值变化范围为 -9.73‰～ +1 .79‰ ,离差值为 1 1 .52。经综合研究后认为锑矿床的成矿流体是多源的 ,既有岩浆水、变质水和大气降水 ,也有地层封存水、海水和吸附水加入成矿流体。因此 ,锑矿床的成因较复杂 ,应根据成矿物质来源、成矿作用等的差异 ,分别研究各类矿床的特征 ,才能较好地指导找矿勘查工作。     

硫循环的酶促反应机制及湖泊环境效应

在湖泊沉积物表层存在着强烈的生物作用 ,使SO2 -4 转变成S2 -,然后和Fe2 + 结合而固定在沉积物中 ,这种SO2 -4 的清除机制具有重要的环境意义。本文论述了H2 S的产生和各种形态硫转变成SO2 -4 的酶促反应机制 ,并阐述了不同微生物电子传递载体、最终电子受体和电子进入传递链的部位的差异以及生成ATP的数目和环境效应的差异。     

偶氮染料生产废水的处理工艺技术研究

偶氮染料废水具有高COD_Cr、高色度、有机物成分复杂等特点。根据清污分流的原则,确定处理工艺方案为:首先对高浓度偶氮染料工艺废水采用中和—电解—臭氧氧化进行预处理后,再与低浓度废水按比例混合混凝处理。经大量工艺实验确定全流程工艺条件为:废水pH中性、电解电压10V、电流密度0.018A/cm2、电解时间2h,O₃氧化时间为2h,混凝剂环保1#和3#浓度各为250mg/L。COD_Cr、色度的去除率分别可以达到99.6%,99.9%。可以达标排放。      

生物流化床工艺处理生活污水实验的灰色关联分析

采用灰色关联分析理论，阐述了生物流化床工艺处理生活污水实验的灰色关联分析方法，给出了其算法并编制了相关的程序，对实验中的主要条件：填料填充量、水力停留时间及污泥回流比对污水COD、NH3－N去除率的影响程度进行了研究，结果表明各因素的影响强弱顺序依次为：水力停留时间＞污泥回流比＞填料填充量。分析结果对生物流化床反应器的实际运行具有指导意义。     

电生成羟基自由基及其对染料降解脱色的研究

以电化学循环伏安法和红外光谱分析 (IR) ,研究了茜素红及酸性铬蓝在电解槽中处理前后的电化学行为的变化 ,进一步阐明Fenton试剂的作用机制。电解生成的过氧化氢与阳极溶解的Fe2+ 进行随后反应 ,生成羟基自由基 (Fenton试剂 ) ,进而对有机染料进行氧化反应 ,使其不饱和的—N＝N—双键断裂 ,分解成萘胺与氨基苯酚磺酸两个部分 ,从而达到有机染料降解、脱色的效果。测试结果表明 ,电解处理15min内 ,脱色率和COD_cr的去除率变化较大 ,电解处理 1h ,COD_cr的去除率达 80 % ,脱色率达 98%.      

农药废水的“物化+生化”处理技术研究

生产久效磷和亚磷酸三甲脂产生的废水是高浓度、毒性大的有机农药废水 ,采用适当的物化手段作为预处理可以降低废水的CODCr和毒性 ,提高废水的可生化性 ,再经过以光合细菌为主的接触氧化处理 ,整个系统CODCr的去除率达到 99% ,出水CODCr降低至 2 0 0mg/L。     

聚合氯化铝与有机高分子复合絮凝剂的形态分布研究--Al-Ferron和27Al-NMR相结合

主要研究了Al Ferron逐时络合比色法和2 7Al NMR法应用于聚合铝与有机高分子复合絮凝剂形态分布的测定 .结果表明 ,两种方法分别测定的Alb 和Al13 的结果具有一定的相关性 ;聚合铝与有机高分子复合后其形态分布发生了一定的变化 ,Alb(或Al13 )的含量有所降低 ,但仍是优势形态 ,Ala(或Al单)的含量基本保持不变 .     

生物流化床降解水中腐殖酸的动力学研究

依据生物流化床内的质量平衡方程 ,建立了流化床内腐殖酸 (HA)生物降解的动力学模型 ;以Monod方程为基础 ,结合生物反应动力学理论 ,建立了生物流化床降解腐殖酸的稳态动力学模型 ,在动力学模型中 ,引入了腐殖酸总降解系数 (K) ,采用多元逐步线性回归法确定了该系数与水力停留时间和进水UV2 54 值的关系式。以微污染湖水中HA的降解为研究对象 ,在不同水力停留时间和进水腐殖酸浓度条件下对所建立的动力学模型进行了验证 ,结果表明 ,该模型可较好地描述HA生物降解的过程