PVC热解过程中HCl的生成及其影响因素

采用热重分析仪(TG)对聚氯乙烯(PVC)的热解特性进行研究.在不同条件下进行PVC热解制取氯化氢(HCl)实验,研究载气流量、入料量、热解时间和热解温度对氯化氢产率的影响,得出最佳热解条件;采用离子色谱(IC)、气相色谱(GC)、气质联用仪(GC-MS)对热解产物进行化学分析,揭示PVC热解制取HCl过程的反应机理.结果表明:PVC热解制取氯化氢的最佳热解条件为载气流量100mL/min、热解时间30min、入料量1.2g和热解温度400℃;PVC热解存在2个失重阶段,即260~320 ℃和390~600 ℃;随热解温度升高,焦油产率由0.95%升高到20.29%、HCl产率由25.69%升高到53.76%,而半焦产率则由54.39%下降到11.27%、气体产率变化范围为9.09%~18.97%;当热解温度低于400 ℃时,气体组分仅检测到H2、C2H4、C3H6;当热解温度高于400 ℃时,检测到的气体组分为H2、CH4、C2H4、C2H6、C3H6、C3H8;随着热解温度的升高,焦油组分中不稳定组分逐渐转化为稳定组分.PVC热解制取HCl的第1反应阶段主要是脱除HCl的链式反应,同时生成少量的苯等芳香族化合物及环烷烃等有机化合物;第2反应阶段主要为少量HCl生成、焦油的结构重整、分子重排、脱苯环和同分异构化等.     

浅谈生物资源平衡与生态平衡

地球是一个具有一定自洁、自我修复功能的大生态系统,它由各种植物、动物、人类、微生物有机的组成,维持着自然界的生态平衡。而大量的人类活动给地球的生态平衡产生了较大影响,特别是明显加快的城市化进程,使得这种平衡逐渐受到不可逆的破坏。论文重点分析了城市化给生态平衡所带来的问题,并由此提出了从生物链的角度建立生物资源平衡,从而实现新的生态平衡。将城市污染物的资源化和生态平衡联系起来,通过建立生物资源补充机制、改变城市垃圾和污水的处理方法等措施,促进生物资源平衡,在相对较大的范围内实现人类发展与自然相协调,实现可持续发展。     

基于不同污泥量间歇饥饿的CANON工艺启动

为了探究不同污泥量间歇饥饿对于全程自养脱氮（CANON）工艺启动的影响,R1、R2和R3反应器分别采用水力筛分间歇饥饿、部分污泥间歇饥饿和全部污泥间歇饥饿3种不同的方式启动CANON工艺.结果显示,R1、R2和R3反应器分别在第44,66和58d顺利启动,第70d时,其总氮去除率分别达到73.63%、71.56%和67.40%左右,粒径分别达到了404,359和306μm.分析表明,水力筛分间歇饥饿方式可以选择性地针对絮状污泥进行饥饿,避免间歇饥饿对于污泥EPS及粒径的负面影响,在有效抑制NOB菌活性的同时易于保持相关功能菌的活性;部分污泥间歇饥饿的方式在一定程度上避免了AOB和ANAMMOX活性的衰减,但同时NOB的抑制效果也较差;整体间歇饥饿策略对于NOB的抑制效果最好,但同时也不利于CANON工艺相关功能菌的活性保持.     

生物表面活性剂产生菌的分离鉴定及碳氮源优化

采集炼油厂内长期石油污染土壤,经富集培养、蓝色凝胶平板筛选和发酵液表面张力测定等方法,从油泥中筛选出产生物表面活性剂的土著微生物1株,命名为S2,并对其进行生理生化性能测定与产物特性及结构研究.结果表明,该菌鉴定为铜绿假单胞菌Pseudomonas aeruginosa,测定证明其发酵液表面张力稳定,最佳条件下发酵液表面张力可由75mN·m-1降至35mN·m-1,临界束胶浓度（CMC）值为0.25g·L-1,远远低于一般化学表面活性剂的CMC值.发酵液乳化性能优于对照的十二烷基磺酸钠(SDS)及十六烷基三甲基溴化铵(CTAB)等常用的化学表面活性剂.对培养基成分进行优化,选定的最佳碳源为菜油,最佳氮源为硝酸钠,优化培养条件后,产物最大产量达到了4.7g·L-1.     

重庆园博园龙景湖新建初期内源氮磷分布特征及扩散通量估算

采集重庆园博园龙景湖不同区域沉积物样柱,分析沉积物上覆水和孔隙水中氮磷垂直分布特征,并利用一维孔隙水扩散模型(Fick定律)来估算氨氮和正磷酸盐的扩散通量和年负荷贡献量.结果表明,龙景湖沉积物-水界面氨氮从上覆水到孔隙水在垂直剖面上总体都呈现出增大趋势;表层(0~5 cm)沉积物孔隙水中氨氮平均浓度为6.13 mg·L-1±3.07 mg·L-1,是上覆水氨氮平均含量10倍.正磷酸盐垂直分布特征总体表现为先增大再减小,在表层孔隙水出现极大值;沉积物孔隙水中正磷酸盐平均浓度为2.01 mg·L-1±1.05 mg·L-1.所有区域氨氮均表现为由沉积物向上覆水释放,新增淹没区库湾区域氨氮扩散通量低于6.0 mg·(m2·d)-1,龙景沟水库、龙景湖主湖原有湖区氨氮扩散通量分别高达47.19 mg·(m2·d)-1、40.29mg·(m2·d)-1.原有湖区正磷酸盐表现为由沉积物向上覆水释放,扩散通量仍以龙景湖主湖及龙景沟水库最大,为7.89mg·(m2·d)-1、6.13 mg·(m2·d)-1.新增淹没区的河道、库湾及赵家溪部分区域正磷酸盐却表现为由上覆水向沉积物中扩散,扩散通量为-1.93~-2.78 mg·(m2·d)-1.整个湖区氨氮年负荷贡献量为3.95 t·a-1,新增淹没区贡献率为85%;正磷酸盐年负荷贡献量为0.357 t·a-1,新增淹没区贡献率为72%.     

石油污染对牡蛎超显微结构毒性效应的研究

采用电子显微镜观察石油污染对牡蛎生殖腺和肝胰腺组织细胞的毒性作用。结果显示,石油污染对牡蛎具有明显的慢性毒害作用,50 mg／L浓度组,实验10 d的牡蛎,其组织细胞受石油污染不明显;当实验时间为30 d时,出现明显的毒性效应,细胞核核膜肿胀,染色质聚集并边际化,细胞核崩解,细胞坏死,组织萎缩,线粒体的变化较其他细胞器对石油污染较敏感,受损坏的程度较重。     

生物炭对塿土土壤温室气体及土壤理化性质的影响

通过田间小区试验,分别向塿土土壤中添加0、20、40、60、80 t·hm~(-2)的苹果果树枝条生物炭后,分析了生物炭对土壤温度、土壤团聚体、NO_3~--N、NH_4~+-N、微生物量碳以及土壤温室气体排放的影响.结果表明,生物炭可以缓解土壤温度的变化,增加土壤大团聚体的数量,尤其是5 mm、5~2 mm和1~0.5 mm的团聚体数量.与对照相比,随着生物炭施用量的增加,土壤NO_3~--N、NH_4~+-N、微生物量碳分别增加了4.9%~33.9%、9.1%~41.1%和11.8%~38.5%.本研究中生物炭对土壤温室气排放的影响主要表现为:添加生物炭后,土壤CO_2的排放量以及CH_4的吸收汇分别增加了6.73%~23.35%和3.62%~14.17%;施用20 t·hm~(-2)和40 t·hm~(-2)的生物炭降低了土壤N_2O的排放和综合增温潜势(GWP),而当生物炭施用量大于等于60 t·hm~(-2)时反而增加了土壤N_2O的排放和综合增温潜势(GWP).说明生物炭作为一种土壤改良剂和碳减排剂,能够改善土壤质量,提高土壤肥力,提高农田土壤增汇减排的作用,此外,选择合适的生物炭施用量至关重要.     

污泥生物炭制备吸附陶粒

以城市污泥热解产生的生物炭(BC)与高岭土(KL)为原料制备吸附陶粒(SKC),研究其对环丙沙星(CIP)的吸脱附性能,开展吸附动力学和等温吸附特性研究,结合形貌、孔结构、物相组成、表面电位探讨其吸附机制,利用TCLP法研究重金属浸出特征.结果表明BC与KL以6∶4的质量比混合造粒,经1 050℃烧结5 min得到的SKC对CIP有明显的吸附效果,去除率达65.34%;SKC对CIP的吸附符合二级动力学模型,在不同质量浓度下的吸附特性适用于Freundlich等温吸附模型,吸附过程同时存在物理和化学吸附.SKC具有良好的孔隙结构,物相组成以硅铝氧化物、铁氧化物和金属磷酸盐为主,既能降低重金属的浸出毒性又具有良好的CIP吸附去除效果,有望为处理废水中高浓度CIP提供一种低成本可回收的吸附材料,也为BC的规模化安全利用提供了新思路.     

苯酚的褐煤吸附过程及影响因素分析

以污染物苯酚为研究对象,褐煤作为吸附剂,通过批量实验研究了褐煤对废水中苯酚的吸附特性,考察了褐煤粒径、褐煤投加量、反应温度、反应p H、反应时间对吸附作用的影响,并对吸附过程进行了分析。采用Lagergren动力学方程和拟二级吸附动力学方程分析苯酚吸附过程,结果表明,褐煤对苯酚的吸附动力学曲线更符合拟二级吸附动力学方程,反应初始速率随着苯酚初始浓度的升高而增大,但随着煤粉粒径的增大而减小。颗粒内扩散模型对苯酚的吸附动力学曲线分析结果表明:苯酚在褐煤上的吸附首先经历了速率较快的膜扩散控制阶段,进而经历了吸附较缓慢的颗粒内扩散控制阶段,最后到达吸附平衡,褐煤对苯酚的吸附过程主要受到颗粒内扩散控制。     

基于生物膜法磷回收工艺厌氧释磷研究

城市污水经过碳回收后的低碳源进水水质将对活性污泥法强化除磷（EBPR）工艺的运行带来困难.本研究基于生物膜法磷回收的序批式反应器（Biofilm-SBR）对低碳、低磷进水进行磷回收,在BSBR反应器好氧无碳源、厌氧低碳源投加的运行基础上,研究了该工艺在低碳模式下厌氧磷释放的关键影响因素.同时,研究了不同的碳源浓度和碳源投加方式对BSBR工艺释磷的影响.最后,分析了系统中生物膜蓄磷量的变化,并探究其与碳源消耗、释磷效果的量化关系.结果表明,该系统在好氧无碳源、厌氧仅200 mg·L^-1的碳源投加下,即可取得115 mg·L^-1（可溶性磷）的富磷回收液.系统的C_upt/P_rel（释放单位质量磷的COD消耗量）平均为（11.12±1.03）mg·mg^-1,最大蓄磷量为124 mg·g^-1.