新的间接分光光度法测定废水中氰化物——利用Ni~(2+)-5-Br-PADAP的显色反应

光度法测定氰化物广泛采用吡啶—联苯胺法,吡啶—吡唑啉酮法,吡啶—巴比上酸法和异烟酸—吡唑啉酮法。这些方法有选择性好,灵敏度高的优点,但联苯胺系致癌物,吡咤异臭,影响操作人员的健康,而且试剂不稳定,操作条件严,不易掌     

在线固相萃取液质联用法测定饮用水源中的痕量联苯胺

建立了在线固相萃取液相色谱串联质谱法测定水中痕量联苯胺的方法。样品经自动进样器注入在线固相萃取小柱后,用富集泵流动相实现对样品的富集洗脱,然后用分析泵流动相将样品从富集柱冲洗至色谱柱后用串联质谱仪进行检测。该方法可在11 min内自动完成对样品的富集、净化、进样和检测过程。当进样量为5 m L时,联苯胺在0.010~2.0μg·L~(-1)范围内具有良好的线性关系,相关系数R为0.999,检出限为0.8 ng·L~(-1),实际水样的回收率为85%~104%。该方法具有简单、快速、重现性好、灵敏高等特点,可用于环境水体中痕量联苯胺的检测。     

薄层电解池流动注射法测定铬(Ⅵ)

本文以石墨玻璃为工作电极,大面积饱和甘汞电极为对电极的薄层电解池,流动注射法测定工业废水中的铬(Ⅵ)。以Na_2SO_4—H_2SO_4为底液,在-0.10伏电压下,重铬酸根浓度在1.0×10~(-7)～6.0×10~(-6)M范围内,峰电流与浓度呈线性关系。此法具有操作简便、快速,试液用量少,可检测浓度低等优点。     

PCR-酶切技术在石油烃降解菌筛选鉴定中的应用

将以原油驯化所得的纯培养微生物菌株作为模板,采用PCR(聚合酶链式反应)法,用扩增细菌16S rDNA的一对通用引物(8 f,1492 r)对模板扩增,并用限制性内切酶R saI和M spI对PCR产物进行ARDRA多态性分析。聚类去除重复菌株后60株菌株可分为11种不同分类操作单元(OTU),同时得出每个分类操作单元的数量。实验结果表明,此方法可快速去除重复菌株并反映出菌株间的系统进化关系;同时实验数据可构建成库,使后续分离菌株的筛选工作只需比对数据即可完成。     

吡啶—巴比妥酸法比色测定水中氰化物的改进

水中微量氰化物的测定,目前仍常用吡啶—联苯胺、吡啶—吡唑酮、吡啶—巴比妥酸和异烟酸—吡唑酮等比色法。为了避免使用或尽量少用上述方法中有毒害的联苯胺、吡啶等试剂,一些实验室进行了许多研究工作。Musty于1961年提出用吡啶—巴比妥酸测定氰化物;1976年美国《水质标准试验法》第14版将吡啶—巴比妥酸法列为标准分析方法。由于方法中使用吡啶量较大,成批样品分析时给分析者带来厌恶的臭味和毒害,     

真菌和细菌对染料吸附脱色的高效共培养体系研究

在含有真菌G 1培养液中加入染料厂污水排放口的污泥样品 ,从发生快速脱色降解染料的混合培养液中分离出 2株染料脱色细菌L_1和L_2 ,经API鉴定系统鉴定 ,确定菌株L_1为Enterobactersp .,菌株L_2为Peudomonassp .。研究比较了单一和不同组合混合的真菌G_1菌株 (Penicilliumsp .)、细菌L_1菌株 (Enterobactersp .)和L_2菌株 (Pseu domonassp .)对偶氮染料红M - 3BE(C .I .ReactiveRed 2 41)和蒽醌染料艳蓝KN -R(C .1.ReactiveBlue 19)的去除情况 ,发现G - 1真菌和 2种细菌组合的共培养体系对 5 0mg/L红M - 3BE和艳蓝KN -R处理 5h去除率达 10 0 %和 97.9% ,并且是以脱色降解作用为主 ,建立了染料脱色降解菌的最佳组合 ;进一步测定了此最佳共培养体系对另外 13种不同结构染料的脱色降解 ,结果表明 ,除对蒽醌染料R - 478脱色降解较差外 ,对其他染料均可在lh— 3d被完全脱色降解 ,表现出脱色降解染料的广谱性 ;向培养 4d的共培养体系中依次加入 8种染料 ,菌体可对染料连续脱色 ,维持脱色能力达 8d左右     

活性炭-微波辐照处理丁腈胶乳生产废水的研究

以活性炭-微波辐照工艺处理丁腈胶乳生产废水,考察了催化剂的种类及用量、废水初始浓度、废水初始pH值、微波辐照时间和微波功率等对废水COD去除率的影响.结果表明,采用3 g粉末活性炭处理100 mL COD浓度为3500 mg/L左右的丁腈胶乳废水,在微波辐照功率为200 W,辐照时间4 min的条件下,废水COD去除率最高可达96.6%.动力学研究表明,在最佳操作条件下的反应表观过程近似符合一级反应规律,动力学方程为In(C0/C)=0.6034t 0.9247(R=0.9926),反应速率常数k=0.6034 min-1,半衰期t1/2=1.15 min.     

实施在用车的I/M制度

简述了I/M制度的含义及在用车的排气污染建立I/M制度的必要性,提出了在我国实施I/M制度的组织结构、质量保证体系及技术支持等的设想.     

工业废水中微量Se(Ⅳ)和Se(Ⅵ)的测定

本文探讨3,3’-二氨基联苯胺与硒(Ⅳ、Ⅵ)显色反应的适宜条件,提出测定四价硒和总硒的方法,可应用于工业废水的分析中。一、主要试剂与仪器Se(Ⅵ)标准溶液溶解0.2801克硒酸钠于少量水中,用水稀释至100毫升,摇匀,此溶液含 Se(Ⅵ)1000微克/毫升。用前取一整分稀     

铁屑-活性炭内电解法处理印染废水的实验研究

研究了铁屑-活性炭内电解法,在讨论这种方法原理的同时,设计了实验装置,实验结果表明,铁屑-活性炭内电解法处理印染废水是可行的,而且具有高效、投资省、设备简单、管理费用低、操作方便等优点.     

碱/中性和酸性可萃取化合物类—方法625

1.范围和应用 1.1 本方法包括用气相色谱测定一些分配进一种有机溶剂的有机化合物。使用本方法可以定性和定量地测定表1和表2中所列化合物。 1.2 方法可以推广到包括表3中所列化合物。在浓缩溶剂过程中联苯胺会氧化损失,在碱性萃取步骤中,α-666,γ-666,硫丹Ⅰ和Ⅱ及异狄氏剂会分解。六氟环戊二烯在气相色谱进样处会热分解,在丙酮溶液中进行化学反应,以及光化学分解。在所述气相色谱条件下N-二甲基亚硝胺难和溶剂分开。N-二乙基亚硝胺在气相色谱进样处分解,并且不能和二苯胺分开。这些化合物的     

生物炭耦合菌剂去除污染水体中的苯胺

为了更有效地去除突发性污染水体中的致毒有机化合物,采用生物炭耦合微生物技术对污染水体中的苯胺进行了去除研究。首先,以柚皮为原料,利用高温裂解制备法,通过优化裂解温度和裂解时间,制备得到生物炭;进而,探明生物炭对苯胺的吸附特性与机制;最后,以体积比1∶1制得Comamonas sp.TZ1和Pseudomonas sp.JH1混合菌剂,接种至生物炭反应器(R1)中构建生物炭耦合微生物反应器(R2),考察其对苯胺的处理效果。结果表明:生物炭较适宜的制备条件为裂解温度600℃和裂解时间2 h;对苯胺的吸附过程符合Freundlich等温方程,属于多分子层吸附;在连续动态运行18 d过程中,当水体中苯胺初始浓度分别由50 mg/L降至10 mg/L和10 mg/L降至5 mg/L时,R1中所吸附的苯胺因浓度差驱动作用重新进入水体,去除率分别为-194%和-21.19%,而R2则能一直呈现较好的去除效果。     

SBR系统在低浓度污水条件下培养的好氧颗粒污泥特性及微生物分析

分别采用两段式装置(升流式水解酸化池+SBR(R1))和一段式SBR(R2及R3)小试装置,处理实际污水(R1及R2)及人工配水(R3),考察了不同水源对好氧颗粒污泥的粒径分布、沉降性能以及微生物群落的影响。结果显示,大多数颗粒的粒径均集中在0.12～0.3 mm之间,在R1、R2及R3中的占比分别为32.78%、38.61%和50.28%。当粒径介于0.3～0.5 mm、大于0.5 mm时,R1与R2中的颗粒分配均显著高于R3中的颗粒分配。结果表明,低浓度人工配水(COD均值480 mg·L~(-1))易形成中等粒径的颗粒,而低浓度实际污水(COD均值173 mg·L~(-1))更易形成较大的颗粒。当体积交换比从90%降为50%,R1和R3的SVI30/SVI5维持在0.85以上,R2的SVI30/SVI5出现下降的趋势,这可能是进水中较高的悬浮颗粒引起的污泥轻微膨胀所致。3个主反应器取污泥(分别记S1、S2及S3)进行高通量分析,氨氧化菌Nitrosomonas、氨氧化古菌Nitrososphaera、反硝化聚磷菌Dechloromonas等脱氮除磷优势菌属在S1、S2中的相对比例明显高于在S3中的相对比例。丝状菌方面,在有机负荷率(OLR)较低条件(0.91 kg·(m~3·d)~(-1))下,有利于Aquaspirillum、Enhydrobacter的生长,而较高的OLR(0.91 kg·(m~3·d)~(-1))有利于Acinetobacter的生长。污水中多种类的有机物,不仅有利于形成致密的胞外聚合物,而且可提高脱氮除磷优势菌属在颗粒污泥中的相对比例。     

意大利新型隔声卷材和隔振板材

意大利艾索格玛公司 ( ISOL GOMMA)生产隔声卷材和隔振板材已有 30余年历史 ,最近上海得善贸易有限公司取得了该公司在中国的独家代理权 ,并于 2 0 0 0年 9月 2 2日在上海召开了产品介绍会 ,意大利工程师讲解了该种材料的性能、规格、用途、特点等。新型隔声卷材和隔振板材的基料是被打碎的废橡胶轮胎 ,再添加软木、树脂、乳液聚脂化合物等 ,制成 R型和 S型毡状卷材以及 M型和 MAV型板状块体 ,能广泛应用于建筑物、工业、道路、地铁、铁路等领域的隔声、隔振。R型隔声卷材可以铺放在结构层地面上 ,不需要钉子和胶水粘结 ,它可降低噪…     

电镀废液中痕量铬(Ⅵ)和总铬的旋转玻璃炭电极脉冲极谱法测定

用脉冲极谱法及极谱溶出法测定铬已有报导,灵敏度可达ppb级。极谱法和脉冲极谱法测定铬(Ⅵ)一直沿用滴汞电极。前文我们研究了用旋转玻璃炭汞膜电极代替滴汞电极脉冲极谱法测定铬(Ⅵ)。在前文基础上,我们对测定底液浓度作了改变(底液为0.2M HCl,0.2M NaAc,5×10~(-4)M EDTA),成功地用旋转玻璃炭电极(无需加入汞离子形成汞膜)即能代替滴汞电极,铬(Ⅵ)电还原产生导数脉冲极谱波峰,峰电位-0.3伏(对Ag/AgCl.0.1M KCl溶液),波峰稳定清晰,重现性良好,峰高与铬(Ⅵ)     

真菌和细菌对染料吸附脱色的高效共培养体系研究

在含有真菌G－1培养液中加入染料厂污水排放口的污泥样品，从发生快速脱色降解染料的混合培养液中分离出2株染料脱色细菌L－1和L－2，经API鉴定系统鉴定，确定菌株L－1为Enterobacter sp.，菌株L－2为Pseudomonas sp.,研究比较了单一和不同组合混合的真菌G－1菌株（Penicillium sp.)，细菌L－1菌株（Enterobacter sp.)和L－2菌株（Pseudomonas sp.)对偶氮染料红M－3BE（C.I.Reactive Red 241)和蒽醌染料艳蓝KN－R（C.I.Reactive Blue 19)的去除情况，发现G－1真菌和2种细菌组合的共培养体系对50mg/L红M－3BE和艳蓝KN－R处理5h去除率达100％和97．9％，并且是以脱色降解作用为主，建立了染料脱色降解菌的最佳组合，进一步测定了此最佳共培养体系对另外13种不同结构染料的脱色降解，结果表明，除对蒽醌染料R－478脱色降解较差外，对其他染料均可在1h-3d被完全脱色降解，表现出脱色降解染料的广谱性，向培养4d的共培养体系中依次加入8种染料，菌体可对染料连续脱色，维持脱色能力达8d左右。     

剩余活性污泥好氧消化优势菌株筛选及污泥稳定化效果分析

为了促进污水处理厂剩余污泥好氧消化效率,缩短污泥稳定化时间,筛选得到R3、R16、R19等3株对污泥好氧消化促进效果较为明显的优势菌种,通过16S rRNA基因序列分析表明,R3、R16、R19分别属于Bacillus sp.、Pseudomonas sp.和Bacillus sp.。研究结果表明:投加R3、R16、R19菌株,分别于第9天、第10天、第9天污泥达到消化稳定化状态,TOC降解率达到40%,比对照组分别提前了4、3、4 d,与对照组稳定化完成时的SVI相比,SVI值较对照组分别降低了14.1%、9.0%和11.1%。当消化反应进行到第13天时,投加R3、R16、R19菌株,MLSS降解率较对照组分别提高了7.1%、3.3%和8.2%。此外,投加优势菌株不同程度地加快了TOC、硝酸盐氮和氨氮在消化液中的积累,并且有利于磷的溶出。     

烘箱法测定地表水中的总氮

以烘箱代替高压锅进行消解,采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定地表水中的总氮.经实验研究对比,该法可简化消解过程,使温度易于控制,提高了总氮测定方法的稳定性,且易于操作,灵敏度、准确度、精密度、检出限等均令人满意.     

剩余污泥在微氧条件下利用VFAs合成PHAs的工况优化

针对2种脱氮除磷工艺的剩余污泥,在微氧条件下,以花生渣厌氧发酵产生的VFAs为碳源,控制反应时间为5 h,DO≤0.2 mg·L~(-1),COD为650～750 mg.L~(-1),对比2种不同工艺的剩余污泥合成聚羟基脂肪酸酯(PHAs)的量,并探究了增设前置曝气对微氧条件下剩余污泥合成PHAs的影响。结果表明,在微氧条件下,连续流中同步亚硝化反硝化脱氮除磷系统二沉池的剩余污泥(R1)和采用A~2O工艺的实际水厂的剩余污泥(R2)合成PHAs最高量分别为108.6 mg·g~(-1)和58.58 mg·g~(-1),R1比R2更具有合成PHAs的能力;在增设前置曝气实验中,曝气时间的延长和曝气量的增大均可促进PHAs的合成;当曝气气量为50 L·h~(-1)时,曝气20 min后,R1合成的PHAs最高为172.5 mg·g~(-1)。氧化还原电位(Eh)是微氧条件下PHAs合成过程中的重要指示参数,当Eh值为最低时,PHAs合成量最多。以上结果可为脱氮除磷工艺剩余污泥利用廉价碳源合成PHAs提供参考。     

碱度指示MBR中同步硝化反硝化的研究

在连续的操作环境下,通过改变在膜生物反应器(MBR)中的C/N和曝气量,研究碱度对同步硝化反硝化脱氮效果的指示作用。结果发现,在反硝化完全的情况下,出水碱度(330~440 mg/L)在硝化过程中较高并与出水TN表现出好的线性关系(Alk=3.22[N]+333.08,R2=0.85);在硝化完全的情况下,出水碱度(60~280 mg/L)在反硝化过程中较低并与出水TN也有很好的线性关系(Alk=-4.93[N]+317.86,R2=0.89)。实际消耗的碱度可以作为另一个指示因子(ΔAlkexper),实际消耗的碱度随出水的NH4+-N浓度升高而降低(ΔAlkexper=-3.85[N]+149.11,R2=0.88,出水NO3--N4.5 mg/L);实际消耗的碱度随出水的NO3--N浓度升高而升高(ΔAlkexper=3.68[N]+161.11,R2=0.88,出水NH4+-N5.5 mg/L)。虽然pH的变化有一定的规律,但是对SND脱氮效果指示不灵敏。