泥沙腐殖质荧光特性及其与双酚A和类固醇吸附的关系

用批处理的方法测定了泥沙碱性可提取腐殖质对双酚A(BPA)和两种典型类固醇(17β-雌二醇(E2)和17α-乙炔基雌二醇(EE2))的吸附规律,分析了泥沙碱性可提取腐殖质的荧光光谱特征;探讨了腐殖质荧光光谱特征与BPA、E2和EE2吸附的关系.结果表明,泥沙碱性可提取腐殖质占泥沙总有机碳含量的9.3%～27.1%,BPA、E2和EE2三种物质的标化分配系数logKoc(hs)值变化范围分别为:3.14～4.09、3.47～4.33和3.65～4.32,其平均值大小顺序为EE2>E2>BPA,与3种物质辛醇水分配系数大小顺序一致.不同泥沙碱性可提取腐殖质的荧光光谱都有2个特征峰,其位置分别在Ex/Em=(310～330nm)/(390～400nm)(α)和Ex/Em=(250～260nm)/(400～450nm)(α′);2个特征峰峰强度比值(Iα′/Iα)变化范围为0.46～1.64;而且,泥沙中富里酸的荧光光谱与碱性可提取腐殖质的类似.腐殖质荧光光谱特征峰α由相对稳定、高分子量的芳香性类富里酸物质产生,随着芳香性类富里酸物质含量的增加Iα′/Iα值减小,因此,BPA、E2和EE2三种物质的logKoc(hs)与Iα′/Iα值间存在线性关系.     

内分泌干扰物在城市污水处理厂中的行为和归趋:综述

内分泌干扰物作为一类新型污染物,由于其在环境水体中微量的浓度即可对野生动物产生内分泌干扰效应,因此引起了人们的广泛关注.本文以两类主要内分泌干扰物(即类固醇雌激素和酚类内分泌干扰物)作为研究对象,综述了它们在城市污水处理厂中的浓度水平以及相应的去除效率,并探讨了不同生物处理工艺、运行操作条件等对去除效率的影响.此外,通...     

草甘膦废水有机污染物的微生物降解

生物处理技术,是从自然界中选育菌株来处理废水的原始形式,即利用废水中的有毒污染物作为唯一碳源,微生物利用其进行生长,从而达到使废水降解的效果。以草甘膦废水为唯一碳源,通过选择性富集培养法、驯化培养法、划线分离和纯化,从湖北宜昌某化工集团污水处理厂排污口活性污泥中分离得到菌株XF150。三次驯化过程中,菌株XF150降解草甘膦废水最高降解率达95.52%。经观察形态特征及培养特征,初步鉴定菌株XF150为青霉菌属(Penicillium sp).。由单因子优化法实验法探讨了温度、pH值、底物浓度对菌株XF150降解草甘膦废水的影响,得出菌株XF150降解草甘膦废水的最适条件:温度为30℃、pH为7.0、底物浓度为600mL/L,在最适条件下菌株对草甘膦废水降解率可达84.18%,其矿化程度较高,为草甘膦废水的生物处理技术提供最佳处理方案。     

饮用水中内分泌干扰物阿特拉津UV光氧化研究

采用单独紫外光氧化工艺去除饮用水中低浓度阿特拉津,研究了不同影响因素对阿特拉津降解效果的影响,并分析了阿特拉津的降解机理.结果表明:单独紫外光氧化对阿特拉津有很好的去除效果,在光强为205μW/cm²条件下,光解120min后,阿特拉津去除率为92.38%.阿特拉津的光解过程符合一级反应动力学模型.通过提高紫外照射光强,可以在短时间内提高阿特拉津的去除率.阿特拉津的初始浓度对光解反应基本没有影响.自来水中的有机物及多种离子的存在会降低阿特拉津的光解速率.紫外光氧化阿特拉津主要降解途径是脱氯反应,反应速率很快.羟基化产物(OHA)是主要的中间产物.OHA在紫外光作用下可以继续发生脱烷基反应,生成OHDIA和OHDEA,反应速率非常缓慢.反应液中pH值的变化与中间产物的形成过程有很好的相关性.     

胺基树脂吸附去除水中的壬基酚聚氧乙烯醚

使用氯球作为前驱体与二乙烯三胺在回流条件下反应合成一种胺基树脂,对胺基树脂的特征进行了表征,并研究了胺基树脂对水中的壬基酚聚氧乙烯醚(NP₁₀EO)的吸附行为.树脂的红外、元素分析及比表面积与平均孔径分析结果表明,胺基官能团成功地嫁接到树脂表面,胺基浓度为5.6 mmol/g,且胺基树脂的比表面积较氯球有较大增加.胺基树脂对NP₁₀EO的吸附等温线表明,温度的升高有利于吸附,在35 ℃下胺基树脂对NP₁₀EO的最高平衡吸附量达58.36 mg/g.采用Langmuir方程和Freundlich方程用于吸附等温线的解释,结果表明,吸附等温线更加符合Langmuir模型,相关系数(R2)均大于0.98. NP₁₀EO在胺基树脂上的吸附符合准二级动力学方程,初始ρ(NP_10EO)越低达到吸附平衡所需时间越短,初始ρ(NP_10EO)为9.41 mg/L的溶液能在2 h内达到吸附平衡.      

驯化活性污泥对丙烯酰胺的降解动力学

对好氧活性污泥进行驯化,并研究了丙烯酰胺的生物降解动力学特征.驯化结果表明,经过24d的驯化后,活性污泥系统能稳定降解AM,驯化活性污泥能在20h内降解90%以上的AM,是高效的丙烯酰胺降解菌群.驯化活性污泥对丙烯酰胺的降解符合一级动力学特征.活性污泥对初始浓度为160、300和500mg·L-1浓度范围内的降解动力学方程分别为lnS=-0.0881t+5.5043,lnS=-0.0692t+6.1282,lnS=-0.0468t+6.3649,半衰期t1/2分别为7.87h,10.05h,14.87h,降解速率常数Kb随着AM浓度增加而降低,说明高浓度的AM对其生物降解有抑制作用.当pH分别为8.5,7.2,6.2,5.1时,活性污泥对初始浓度为300mg·L-1的AM的降解动力学方程分别为lnS=-0.0414t+6.1038,lnS=-0.0592t+6.1744,lnS=-0.0692t+6.1282,lnS=-0.06t+6.1282,半衰期分别为16.74h、11.71h、10.05h、11.55h,说明弱酸性条件对AM的降解有明显的促进作用.考察温度对活性污泥降解动力学影响的研究表明,在20～35℃,随着温度的升高,活性污泥对AM的降解效率上升.不同时间段体系内NH4+-N、pH和NO3--N都随着降解时间的增加逐步上升,但是达到一定时间后会下降,表明AM在降解过程中先水解,然后发生硝化反应,进而发生反硝化反应,最终AM降解成N2、CO2和H2O.     

兼氧、好氧污泥对对苯二甲酸的生物吸附及降解

研究了连续试验方法培养的未驯化兼氧、好氧污泥对TA的吸附、解吸规律。结果表明,TA在活性污泥上的吸附、解吸规律符合Freudlich等温方程,该方程能较好的预测好氧反应器污泥对TA的吸附量;活性污泥的Freudlich吸附常数和解吸常数不同,表明污泥的生物吸附是一部分不可逆过程;好氧污泥对TA的吸附量大于兼氧污泥。连续试验过程中,反应器内活性污泥对TA的去除机制主要是生物降解作用,而不是生物吸附作用。     

驯化活性污泥对邻苯二甲酸丁基苄酯的降解

活性污泥对邻苯二甲酸丁基苄酯(BBP)降解研究结果表明,活性污泥能在1d内降解90%以上的BBP,是一高效的邻苯二甲酸丁基苄酯降解菌群.活性污泥对邻苯二甲酸丁基苄酯降解符合一级动力学特征,在100、300和500mg·L^-1浓度范围内的降解动力学方程分别为lnc=-0.0699x+5.6171、lnc=-0.0683x+8.4083、lnc=-0.0583x+7.2806,半衰期为9.92、10.15、11.89h,降解速率常数kb为0.0699、0.0683、0.0583d^-1.其降解速率常数随着BBP浓度增加而降低,说明高浓度的邻苯二甲酸丁基苄酯对其生物降解有抑制作用.另外,采用HPLC-MSⁿ方法从活性污泥对邻苯二甲酸丁基苄酯的降解物中鉴定出2种产物,分别为邻苯二甲酸丁酯和邻苯二甲酸苄酯,降解途径是邻苯二甲酸丁基苄酯先生成单酯,然后变成邻苯二甲酸,最终氧化成CO₂和H₂O.     

室温下不同活化和氧化的干酪根对菲和壬基酚的吸附

对干酪根样品(OS)进行了活化和氧化处理(ZnCl_2(Z)和KOH(K)活化,H_2O_2(H)和NaClO(N)氧化),利用元素分析、傅里叶红外光谱(FTIR)及CO_2气体吸附法对其进行表征,并对比研究其对非极性和极性有机污染物菲(Phen)和壬基酚(NP)的吸附行为.结果表明,样品的比表面积(SSA)和纳米孔体积(Vo)分别为76.57~104.00 m2·g~(-1)和30.68~41.67μL·g~(-1),与有机碳含量呈显著正相关关系.吸附实验表明,所有样品对菲和壬基酚的吸附均为典型的非线性吸附,对菲的吸附非线性因子n值(0.678~0.797)都大于对壬基酚吸附的n值(0.530~0.748),且对壬基酚的吸附容量(K'F为1358~3750μg·g~(-1))都大于对菲的吸附容量(K'F为435~1297μg·g~(-1)).此外,样品对菲和壬基酚的吸附容量与O/C和(N+O)/C呈显著负相关关系.纳米孔填充模型拟合表明,菲的吸附机理主要是纳米孔填充机制,但对壬基酚的吸附超过对菲的吸附这一现象与氢键作用有关.在KH(KOH活化+H_2O_2氧化,其余类同)、ON、KN处理组合上NP的纳米孔填充体积都有明显的提高,这一方面与纳米孔径大小的变化有关,另一方面与NP与表面—OH、—COOH、—NH_2等基团形成氢键有关.     

膜-生物反应器和传统活性污泥法去除两种内分泌干扰物的对比研究

采用不主动排泥的运行模式,在相同污泥负荷条件下,对比研究了膜-生物反应器(MBR)与传统活性污泥反应器(CASR)对两种典型内分泌干扰物——双酚A(BPA)与壬基酚聚氧乙烯醚(NPnEO,n=1～4)的去除效果.结果表明,在BPA-污泥负荷与NPnEO-污泥负荷分别为0.046～10.2g·kg·-1d-1与0.097～0.701g·kg·-1d-1的范围内,MBR与CASR均能有效去除这2种内分泌干扰物.随着运行时间的延长,污泥对目标物质的去除能力逐渐加强;相比CASR,MBR对目标物质的去除更强且稳定.在获得相同的出水目标物质浓度条件下,MBR可以耐受更高的容积负荷.2种内分泌干扰物的投加对MBR和CASR的COD和NH4+-N的去除均没有明显影响.     

有机物与温度对壬基酚聚氧乙烯醚厌氧降解影响的研究

研究了在3种不同还原条件(产甲烷、反硝化、反硫化)下,壬基酚聚氧乙烯醚(NPEOs)的降解特性及有机物和温度对NPEOs厌氧生物降解效果的影响.结果表明,NP9EO在3种不同还原条件下能够很好地降解.易降解有机物葡萄糖和乙酸钠会抑制NP9EO的厌氧生物降解,酵母粉则可促进NF9EO的厌氧生物降解.在15～35℃的温度范围内,与反应速率系数k相关的产甲烷、反硝化、反硫化反应的温度系数u值分别为19.93、23.13和27.00 kJ/mol.说明在15～35℃的温度范围内,NP9EO生物降解过程中,温度对NP9EO生物降解速率系数的影响为反硫化条件>反硝化条件>产甲烷条件.这可为NPEOs污染的生物修复提供理论依据.     

饮用水中内分泌干扰物甲草胺的O3氧化降解机制研究

研究了饮用水中一种具有内分泌干扰作用的有机污染物甲草胺的臭氧氧化降解机制.采用液相色谱、气相色谱、UV吸收及离子色谱对甲草胺臭氧氧化降解反应的中间产物和最终产物进行跟踪分析.结果表明,O₃在酸性条件下单独作用时,反应进行30 min后就可去除甲草胺约94%,但TOC仅去除了约35%, 这说明O₃氧化降解甲草胺的过程不能完全矿化为CO₂和H₂O.通过UV和液相色谱可观察到反应过程中大量中间产物的生成,其中有一定量的小分子有机酸产生,导致处理后水的pH从5.96下降到3.94,反应中无机离子的产生也证实了甲草胺的结构在一定程度上被破坏.     

活性污泥对四种非极性有机物的吸附

以苯酚、氯仿、氯苯和萘作为目标有机物,进行了活性污泥吸附非极性有机物的试验研究,根据活性污泥对非极性有机物的吸附由表面吸附和分配两个部分组成的假说,建立了相应的数学模型q=k1Ce1/n+k2Ce,试验结果与模型比较吻合.     

饮用水中微量内分泌干扰物质(DBP)的O3氧化去除研究

以邻苯二甲酸二正丁酯(简称DBP)为典型内分泌干扰物质的代表物,采用静态反应方式对饮用水进行了不同反应条件下的O3氧化研究.结果表明,当O3投加量仅为0.53mgL时,水中100μgLDBP40min后就能去除60%以上,较高的溶液pH、温度及离子强度使DBP去除率大大提高.     

催化臭氧化饮用水中甲草胺的研究

利用Fe2+、Mn2+和腐殖酸对水中甲草胺进行了催化臭氧化研究.实验表明,少量的催化剂就可促进甲草胺的降解,过量则会产生抑制作用.深入研究表明,甲草胺的降解与具有极强氧化能力的羟基自由基有关.     

利用T-RFLP解析生物强化去除吡啶过程中微生物种群动态变化

在接种活性污泥处理含吡啶废水的序批式反应器中,引入吡啶降解菌Paracoccus sp.KT-5构成生物强化反应器,研究了对吡啶的生物强化去除特性及效果,利用末端限制性片段长度多态性(T-RFLP)手段解析了微生物种群结构的动态变化.结果表明,投加高效降解菌株KT-5可以加速反应器的启动,但随着反应器的运行,当吡啶初始浓度增加至195.6 mg·L^-1以后,生物强化反应器对吡啶降解的促进作用已不再明显;当吡啶初始浓度在293.4~586.8 mg·L^-1变化时,起初强化反应器对吡啶的去除速率出现了波动,尽管随后逐渐恢复,但仍然没有表现出明显的强化作用.T-RFLP的分析结果表明,当吡啶初始浓度达到978 mg·L^-1以后,生物强化反应器中已检测不到KT-5,表明生物强化作用的消失可能是因为引入的高效降解菌株KT-5的流失造成的.     

驯化活性污泥降解邻苯二甲酸酯类化合物的研究

研究利用驯化活性污泥生物降解３种邻苯二甲酸酯,即邻苯二甲酸二甲酯,二丁酯和二辛酯。结果表明;侧链较短的ＤＭＰ和ＤＢＰ能被较快地降解,分别在３ｄ和８ｄ内被降解９０％,但ＤＯＰ的降解速率较慢;３种ＰＡＥＳ的生物降妥过程均可用一级反应动力学模型描述,且实验测得的一级反应速率常数能与相应酯类的二级水解常数较好地关联。     

活性污泥对四环素的吸附性能研究

通过批量平衡法研究了四环素在活性污泥上的吸附行为.结果表明,污泥混合液浓度和四环素初始浓度对吸附平衡时间、污泥吸附量和污泥吸附率均有较大影响.伪二级反应动力学模型较伪一级反应动力学模型更符合本吸附实验.在10、25℃条件下,四环素在活性污泥上的吸附行为较符合Langmuir模型,最大吸附量分别是31.14、70.95 mg.g-1;在40℃下,符合Henry模型.应用D-R模型判定吸附类型,10℃(平均吸附能为9.13 kJ.mol-1)下,化学吸附占主导;40℃(平均吸附能为7.07 kJ.mol-1)下,物理吸附占主导.温度升高,污泥对四环素的吸附能力增大.离子交换是四环素在活性污泥上吸附的一种机制.四环素的初始浓度为5、10、20 mg.L-1,钠离子浓度由0 mol.L-1增加到0.1 mol.L-1时,吸附量分别下降15.32%、15.00%、20.12%.当pH在5～10之间时,pH为6的条件下污泥对四环素的吸附量最大.