环境中，与环境条件关系极为密切，反应器能否高效运行，取决于影响反应器运行的主要因素，在工程中就是设法为微生物创造适宜的生活环境。影响反应器运行主要因素包括：进水底物浓度、营养物质、溶解氧、酸碱度、温度、毒性抑制、水力停留时间与负荷率等。 我公司近年来对该技术进行了消化吸收，并结合我国的实际情况进行了改进和开发，在国内*应用于生活污水和工业废水处理工程，已完成了多个示范工程。我们自行研制和开发的上向流曝气生物滤池（简称UBAF）技术是在充分吸取国外曝气生物滤池（BAF）优点的基础上而发展起来的，它的大特成分是糖蛋白、粘多糖、纤维素和核酸等。由于多数微生物具有一定线性结构，有的表面具有较高电荷或较强的亲水性，能与颗粒通过各种作用相结合，起到很好的絮凝效果。目前开发出具有絮凝作用的微生物有细菌、霉菌、放线菌、酵母菌和藻类等共17种。其中对重金属有絮凝作用的有12种。陈天等[7]利用从多种微生物中提取的壳聚糖为絮凝剂回收模拟工业废水中Pb2+、Cr3+、Cu2+，在离子浓度是100mgＬ的200mL废水中加入10mg壳聚糖，处理后溶液中Cr3+、Cu2+浓度都小于0.1mgＬ， Pb2+浓度小于1 mgＬ，得到了令人满意的结果。用微生物絮凝法处理废水安全化和转移氧物种.CeO2-ZrO2固溶体在氧化反应过程中能够提供表面氧物种参与反应, 表面氧物种参与反应后, 在CeO2-ZrO2固溶体表面就产生了氧空穴, 氧空穴将反应物氧气活化, 使得氧气转化为活化的表面氧物种继续参与氧化还原反应过程, 这样就加快了氧化还原反应速率.从此说明, CeO2-ZrO2氧化物固溶体是一种良好的氧化还原反应催化剂活性组分或载体.图 2 催化剂的H2-TPR谱图3.4 催化剂的X射线光电子能谱分析应用XPS对CuOZnOCeO2-ZrO2催化剂的表面物种及其价态进行了分析.图 3分别为表面Cu 2p的电子结合能谱和表面Ce 3d的电子结合能谱.由图 3a可知 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
恒温摇床中，振荡不同的时间(1、5、10、20、40、60、90、120、180和240 min)后依次取出，经0.45 μm滤膜过滤，用分光光度法(λ=499 nm)测定CR溶液剩余浓度.溶液初始pH对吸附的影响实验：取若干份25 mL初始浓度为100 mg?L-1的CR溶液，用梯度浓度的HCl溶液和NaOH溶液调节溶液的pH值，使其分别为2、3、5、7、9、11，分别投加CS、GC、GEC 3种吸附剂0.02 g，在25 ℃、180 r?min-1的条件下，振荡平衡时长后取出，经0.45 μm滤膜过滤，用分光光度法(λ=499nm)测定CR溶液剩余浓度.吸附剂投加量对吸附的影响实验：取若干份25 mL初始浓度为100 mg?L-时，操作弹性变小。因此，综合考虑装置效率、供水稳定性等各方面因素，装置的并联数量以三台为佳。终确定出水水质为(mgL)：钙＝1.2，镁＝2.7，钠＝70.9，钾＝0.0，硫酸根＝4.4，氯根＝109.0，重碳酸根＝15.3，总溶解固体＝203.6，出水p＝5.60。 根据透过水的水质情况，后处理采用p值调节。透过水加入Na2CO3调节有利于吸附(Al-Degs et al., 2008); 以上两种作用相互抵消使得Na+浓度对吸附基本没有影响.而Ca2+会与VBL中的R-SO3-结合形成稳定的化学键，屏蔽吸附剂电荷从而阻碍吸附，因此，Ca2+浓度增加导致吸附量降低.3.2.3 初始浓度和温度对吸附的影响配制3组浓度梯度分别为10、20、30、40、60、80、100、120 mg?L-1的VBL溶液(pH=8.5)，每份溶液体积均为100 mL，每份溶液加入20 mg吸附剂，将3组溶液分别置于15、25、35 ℃条件下振荡吸附3 h，结果如图 3c所示.由图可知，吸附量随着VBL初始浓度的增加呈先增加后逐渐平衡的趋势，这是因为当VBL浓度较低时定无微生物反应时系统不同曝气时间下的NH4+-N浓度与曝气时间的关系, 通过线性回归分析, 求得不同FA浓度下NH3的逃逸速率.图 4描述了FA对FEV的影响.将FA分段, 可以通过线性正相关清楚地描述FA浓度对FEV的影响程度(表 3).可以看出：不同FA浓度条件下, FEV变化显著, 表明FA浓度对FEV产生显著的影响.当0.62 mg?L-1≤FA≤7.7 mg?L-1时, 由于FA浓度较低, FA对FEV几乎不产生影响, 即可认为此FA浓度阶段不发生氨逃逸; 当7.7 mg?L-1≤FA≤226.6 mg?L-1时, 随着FA浓度的增大, FEV增长较缓慢, 且两者相关性符合线性关系, 可通过拟合直线方程y=0.035x+0 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主要是由于水解酸化可将果胶、糖分等有机高分子降解为小分子，便于后续好氧处理。在厌氧出水进入好氧后，由于曝气充氧使茶多酚在很短的时间内全部被氧化。在好氧阶段当停留时间为12h，出水COD从1056mgL降到161mgL，去除率为85%，但出水呈红色且色度＞50倍。分析原因主要是由于水中一部分在预处理中尚未沉淀下来的茶多酚在生化处理时很难被降解，只能被空气氧化，由酚类变成醌类、茶红素而呈现红色［5］，因而在预处理阶段对茶多酚的去除是否*对于废水处理的效果是至关重要的。由于在预处理阶段很难将茶多酚去除*，而好氧对茶多酚基本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：?