李青花[1]2000年在《挥发性有机氯化物TCE的活性炭吸附生物再生处理研究》文中认为本文采用粒状活性炭吸附污染地下水中的三氯乙烯（TCE），研究苯酚菌对吸附在活性炭上的TCE的分解情况，并对处理后活性炭的吸附性能进行了探讨。研究结果表明：温度为30℃、吸附平衡浓度为30ppb条件下，活性炭对TCE的平衡吸附量为3.27mg-TCE/g-GAC，吸附等温线符合弗里德里希方程。在间歇分解实验中，当活性炭的吸附量在0.6～3.7mg/g之间时，苯酚菌对TCE的分解效率在80％以上，证明本实验室分离出来的苯酚菌对TCE有较高的分解能力。连续分解实验中，TCE的分解效率在78％以上，较好解决了代谢产物对菌种的毒害作用。对微生物处理后的活性炭的研究表明，其吸附能力比起新活性炭明显下降，原因可能是代谢产物和死亡菌体等有机物吸附到活性炭中，与残留的TCE一起降低了吸附能力。 文中还探讨了连续实验中，TCE全部被苯酚菌分解的理想实验条件，认为可从提高菌体浓度和菌体活性两方面来考虑，并推导计算出理想的菌体浓度应高于2720mg/1。
刘博洋[2]2018年在《二价铁/过氧化氢/过硫酸钠再生活性炭效率的影响因素研究》文中指出活性炭(activated carbon,AC)吸附法是一种常见的水处理技术,但是吸附饱和后AC内部的孔隙结构会被吸附质堵塞从而丧失吸附能力。对于大量高度富集污染物的AC,如果处置不及时或不当,既会造成资源浪费又容易引起二次环境污染。因此,通过再生来实现AC的循环再利用具有较高的经济价值和环保价值。本文选取了化学氧化技术中的二价铁离子(Fe~(2+))/过氧化氢(H_2O_2)/过硫酸钠(Na_2S_2O_8)法来再生吸附三氯乙烯(trichloroethylene,TCE)饱和的AC。这种方法既能克服传统的Fenton方法中H_2O_2分解过快,需要低pH环境的缺陷,又能解决过硫酸盐方法过于稳定,反应速率慢的问题,是一种再生AC的有效方法。由于Fe~(2+)活化条件下,H_2O_2和Na_2S_2O_8两种氧化剂结合起来再生AC的研究并不深入,影响AC再生效率的因素及相关机理不明确。因此,本论文主要针对Fe~(2+)/H_2O_2/Na_2S_2O_8双氧化体系再生被TCE吸附饱和的AC进行研究,探讨其再生机理及再生效率的影响因素。取得主要研究成果如下。在氧化剂配比为TCE/Fe~(2+)/H_2O_2/S_2O_8~(2-)=1/9.20/59.79/77.52(摩尔比),再生时间为12 h的条件下,AC再生效率为50%。再生反应结束后,63.03%吸附在AC上的TCE被完全氧化为氯离子(Cl~-),且AC对Cl~-没有吸附作用。27.51%的TCE不能被氧化剂氧化去除,占据吸附位,从而降低了AC的再生效率。再生体系中产生两种中间产物,1,1-二氯乙烯及氯乙烯,分别占TCE吸附量的0.02%和0.1%,体系氯平衡率为95.78%,基本达到平衡。利用扫描电子显微镜(scanning electron microscope,SEM)、能量散射光谱(energy dispersive spectrometer,EDS)、X射线光电子能谱(X-ray photoelectron spectroscopy,XPS)、氮气吸附-解吸等分析技术对AC再生前后的性质结构变化进行研究。结果表明再生AC表面有三价Fe沉淀,且相比于原状AC,再生AC的炭损失为11%,其比表面积、孔径体积及孔径面积分别减少21.70%、19.57%、35.88%。AC性质结构的变化降低了AC的再生效率。利用高效液相色谱间接测定体系中产生的羟基自由基(HO·)。再生体系产生的HO·是氧化体系的1.4倍,AC促进了HO·的产生。增加的HO·无法作用于AC上吸附的27.51%的TCE,因而会增强对AC表面及孔径结构的破坏。
李琳[3]2011年在《吹脱及化学氧化处理地下水中1，1，1-三氯乙烷技术的研究》文中认为1,1,1-三氯乙烷(1,1,1-TCA,以下简称TCA)作为工业清洗剂曾广泛应用于各个行业,它对环境造成了很大的影响。世界各处频频发现TCA等氯代烃污染地下水,因此寻找治理TCA污染的有效方法具有现实意义。本课题基于过硫酸盐具有强氧化性的特点,分别采用空气吹脱/活性炭吸附及氧化再生技术、活性炭活化过硫酸盐技术和超声波活化过硫酸盐技术来降解治理TCA污染水体,有一定的成效。空气吹脱/活性炭吸附及氧化再生技术采用吹脱技术,构建了氯代烃污染水体一体化修复体系,利用颗粒活性炭吸附及过硫酸盐对其氧化再生技术,保证尾气处理效果和活性炭的再利用。体系设计简单,实施方便,对氯代烃污染的水体的修复具有高效、经济、无二次污染等优点,可以有效地应用于TCA污染地下水的治理。在研究的四种碳型中,椰壳炭对气相中TCA的吸附效果最好,单位质量(g)活性炭可吸附0.5 g TCA,吸附量大,可实现资源重复利用。引入过硫酸盐氧化再生活性炭的新技术,将TCA彻底氧化分解,同时对吸附饱和的活性炭进行氧化再生,实现TCA的降解。活性炭活化过硫酸盐技术体系设计简单,实施方便,在污染体系修复过程中,无需外加能源即可实现对过硫酸盐的活化以及对TCA的快速降解；在修复过程中,活性炭的重复多次利用对反应体系性能影响较小,这种重复利用极大地提高了资源的利用率；该体系适合于处理高浓度TCA污染水体,处理效率高；目前,活性炭活化过硫酸盐体系机理研究仍不明确,处理后的水体中无机盐含量显著增加,需要对水体做进一步处理。超声本身对TCA具有一定的降解性,但处理时间久,降解效率低。在本研究中,引入超声活化过硫酸盐技术,极大地缩短了反应时间,节省能源；体系设计简单,操作方便,受水质影响小,对不同浓度的污染水体都能达到TCA治理的目标值。
薛晓敏[4]2011年在《HZSM-5分子筛负载稀土复合氧化物催化剂上CVOCs催化氧化性能的研究》文中进行了进一步梳理含卤VOCs是VOCs中对大气环境的危害尤为显著的一类污染物,卤代烃类尤其是氯代烃类(CVOCs)不仅可以破坏大气的臭氧层(1个Cl自由基最多可消耗106个臭氧分子),而且对人类的身体健康和生态造成持久的、积累性的影响。CVOCs由于具有良好的溶解性能和反应惰性而作为一种重要的化工原料和有机溶剂被广泛地应用。国内外关于含氯有机化合物的消除方法,主要包括热消除、生物学处理、光催化降解、加氢脱氯等,其中催化氧化净化以转化温度低、选择性高而成为最经济、最可靠的方法,在消除CVOCs方面的应用也愈来愈受到人们的关注。氯代烃类与非氯代烃类的催化氧化区别在于C-Cl的断裂取代了C-H的断裂,虽然从热力学上分析C-C1的断裂应该更有利,但所生成的C1可强吸附在催化剂的表面上,一方面更容易导致催化剂的失活,另一方面生成的C12可与烃类反应生成多氯烃类,造成二次污染。本论文中,我们选择HZSM-5分子筛为载体,比较系统地研究了硅铝比对HZSM-5及其负载Ce02催化剂上DCE催化氧化性能的影响。在此基础上,研究了掺杂过渡金属MOx(M=Cr、Mn、Fe、Co、Ni和Cu)对CeO2/HZSM-5催化剂上DCE氧化性能的影响和规律,探讨了CrOx-CeO2/HZSM-5催化剂上DCE、DCM和TCE催化降解机理。同时利用XRD、N2吸脱附、H2-TPR、NH3-TPD、DCE-TPSR等手段对负载型催化剂的织构-结构、氧化还原性质和表面酸性等进行了表征分析,得到了如下结果：1.对比研究了不同硅铝比的HZSM-5分子筛及其负载Ce02催化剂上DCE的催化氧化性能。结果表明,低硅铝比(SiO2/Al2O3=22)的HZSM-5(22)分子筛及其负载Ce02催化剂对DCE的催化降解活性最高。Ce02与HZSM-5之间的相互作用明显提高了氧物种的流动性,同时也增加了催化剂中弱酸与强酸的密度比例,从而提高了DCE脱氯生成C2H3C1的能力及其中间产物的深度氧化。2.对比研究了9%M/HZSM-5(22)和9%M-12%CeO2/HZSM-5(22)催化剂上DCE的催化降解性能。结果表明,与其单组分的9%M/HZSM-5(22)催化剂的催化降解活性比较,掺杂Ce02对9%Ni/HZSM-5(22)和9%Cu/HZSM-5(22)上DCE的降解活性有所下降,而对9%Cr/HZSM-5(22)催化剂的活性却有明显提高。9%M-12%CeO2/HZSM-5(22)催化剂对DCE的催化降解活性顺序为：9%Ni-12%CeO2/HZSM-5(22)> 9%Co-12%CeO2/HZSM-5(22)、9%Mn-12%CeO2/ HZSM-5(22)> 9%Cu-12%CeO2/HZSM-5(22)、9%Cr-12%CeO2/HZSM-5(22)> 9%Fe-12%CeO2/HZSM-5(22)> 12%CeO2/HZSM-5(22)。弱酸和中强酸位密度的增加对DCE脱氯生成C2H3C1有明显的促进作用。但掺杂Cu、Co和Mn的催化剂上生成了较多的C2HCl3和C2C14等多氯副产物,而掺杂Ni的催化剂上生成了较多的CH3Cl副产物,这可能与其金属阳离子的强酸性位有关。过渡金属与Ce02的共同掺杂,提供了活性氧物种及提高了其流动性,有利于提高DCE的深度氧化性能,尤其Cr的添加显著提高了中间产物C2H3C1进一步脱氯降解的能力,避免了多氯副产物和CH3Cl副产物的产生。3.比较研究了9%Cr-12%CeO2/HZSM-5(22)、9%Cr/HZSM-5(22)、12%CeO2/ HZSM-5(22)和HZSM-5(22)催化剂上各活性组分之间的协同作用对催化降解性能的影响及催化剂的稳定性。结果表明,由于CrOx-CeO2的相互作用,有助于活性组分的稳定,并促进了活性氧物种的流动性,从而有效地避免了积炭的形成和活性组分的流失,显著提高了CrOx-12%CeO2/HZSM-5(22)催化剂的活性和稳定性。不同反应物在9%Cr-12%CeO2/HZSM-5(22)催化剂上的反应活性顺序为：DCE>TCE>DCM。
李海军[5]2016年在《三氯乙烯污染地下水厌氧生物修复研究》文中指出三氯乙烯作为一种重要的工业溶剂由于其优良的性质曾被广泛应用于金属脱脂、干洗、农药杀虫、医药麻醉等领域,通过毒理学实验发现其可对人体和环境生物造成危害,已被许多国家列入“优先控制化合物”和“疑似致癌物质”名单,但在使用过程中由于人为的不正当处置以及泄露已被大量释放到地下水环境中成为最常检出的含氯有机污染物,因此急需对三氯乙烯污染地下水进行修复。生物厌氧还原脱氯是众多技术中成本较低且对环境友好的修复技术。但运用于实际的微生物资源还相对较少,对混菌的研究了解相比于单菌也相对匮乏,特别是国内还尚无相关报道。因此本论文以一组驯化培养的能将TCE完全脱氯降解为ETH的混菌为研究对象,首先对其降解特性及分子生物学特性进行比较系统全面的分析。在此基础上,进一步研究了其在不利环境胁迫条件下的适应性,并运用碳-特定化合物同位素比值分析技术研究了该混菌在降解含氯乙烯过程中的13C稳定同位素分馏规律,最后通过室内模拟研究了生物激活以及生物强化方式原位修复TCE污染地下水的效果。在对该混菌降解特性及分子生物学特性进行研究后发现,该菌能利用甲醇、乳酸钠,氢气(+乳酸盐)等不同的基质作为电子供体将TCE还原脱氯为对环境无害的终产物ETH,降解TCE的同时有甲烷生成。此外,该菌能降解所有类型的含氯乙烯,由此表明该菌是一组产乙烯脱卤球菌和其他非脱氯菌共存的混菌,且体系中可能同时存在不同类型的产乙烯脱卤球菌。该混菌在低温、酸性等不利条件下脱氯速率降低,但最终可将TCE缓慢的转化为终产物ETH。动力学实验表明混菌对TCE、cis-1,2-DCE的最大降解速率大于VC,而半速率常数表明混菌在还原脱氯过程中对三种氯代乙烯的亲和力差异不明显。宏基因组测序群落结构分析表明混菌中除了产乙烯脱卤球菌,其他非脱氯菌包括为其提供电子供体、碳源的如醋酸杆菌属和与其竞争的产甲烷菌等,且这些非脱氯菌的相对丰度要远远大于产乙烯脱卤球菌属。特异性PCR技术也检测到产乙烯脱卤球菌的存在,且证明该混菌中同时共存多种含氯乙烯还原脱氯功能基因。该混菌中脱氯功能菌和非脱氯菌共存,为了分析非脱氯菌可能起到的作用以及与功能菌的关系,我们进一步对该混菌在不利环境胁迫条件下的适应性进行了研究。结果表明,混菌在培养基中钴胺素缺乏的条件下仍然能够彻底还原TCE至ETH,在不含钴胺素的培养基中继续加入2-溴乙烷磺酸钠及氨苄青霉素分别抑制混菌中的古菌和细菌后,前者虽然降解速率变慢,但TCE仍能完全转化为ETH,而连续添加氨苄青霉素的处理TCE不能转化为ETH,加入钴胺素后恢复正常。宏基因组测序结果表明混菌中的未分类的冻球菌属和未分类的螺旋体科是最有可能合成该物质的细菌。氧气的加入使混菌降解TCE速率受到抑制,但随着氧气的消耗,脱氯反应被重新启动且最终转化产物中有ETH的生成;荧光定量PCR结果显示混菌中含vcr A基因的产乙烯脱卤球菌相比于含tce A基因的产乙烯脱卤球菌对氧气更敏感;混菌中多种非脱氯可共同发挥作用负责氧气消耗使TCE的还原脱氯被重新启动;可逆性实验表明暴露氧气的混菌重新正常培养可以恢复到与正常条件相似的水平。混菌中的脱氯菌负责转化TCE至终产物ETH,而其他共存的非脱氯菌虽然未参与直接还原脱氯,但对维持体系的相对稳定扮演着重要的作用,因此在复杂不利胁迫环境下,混菌相比于单菌具有更强的稳定性和适应性。在进行修复效果评价时,常规的浓度监测往往受到如吸附、稀释、挥发、溶解等物理因素的影响,近年来运用碳-特定化合物同位素比值分析技术(C-CSIA)可以有效的区分物理以及生物化学作用,但关于复杂混菌的同位素分馏规律还不明确。通过对该混菌的13C稳定同位素分馏规律进行研究发现:混菌在降解TCE及cis-1,2-DCE过程中均产生碳稳定同位素分馏效应,且cis-1,2-DCE反应过程中13C富集作用强于TCE。标准培养条件下混菌对TCE及cis-1,2-DCE的碳同位素富集因子分别为-7.24±0.59‰和-14.60±1.71‰。培养条件、群落组成等因素的改变不会造成该混菌碳同位素富集因子的变化,不同处理之间拟合得到的碳同位素富集因子在95%置信区间内无显著性差异,表明该混菌的碳同位素富集因子具有一定的特异性及稳定性。该混菌中含tce A和vcr A基因的产乙烯脱卤球菌共存,由于不同种类的脱氯菌降解TCE时往往得到不同的碳同位素富集因子,表明混菌中的两种产乙烯脱卤球菌可能分别负责TCE降解的不同阶段。同位素比值分析技术能有效的去除物理因素的干扰,且仅需要对目标物质进行研究分析,在生物降解效果的预测上具有较强的适用性和较高的准确性。最后通过室内模拟研究了生物激活以及生物强化方式原位修复TCE污染地下水的效果。结果表明,沿水流的对流作用以及受重力影响的向下迁移是影响TCE在模拟槽内分布的两个主要因素。在33周的模拟修复中,生物激活对TCE的还原脱氯起到的效果不显著。生物强化方式从第19周开始在水流下游监测井中检测到脱氯产物cis-1,2-DCE,VC和ETH。土著菌中的微生物种类复杂多样,电子供体的添加对某些微生物起到一定的激活效果。但土著菌中不含有能将TCE完全转化为ETH的产乙烯脱卤球菌属,需要通过添加强化菌的方式起到预期的脱氯效果。模拟槽内相对较低的温度(8-15oC)和由此导致的低功能微生物含量是可能导致生物强化修复TCE还原脱氯启动延长的原因。碳稳定同位素分析结果表明物理因素影响模拟槽内的TCE浓度分布及变化,但不会造成碳稳定同位素分馏现象。还原脱氯启动前模拟槽内稳定的13C同位素含量表明TCE不存在其他转化降解途径。降解启动后运用不同方法计算的到的降解率各不相同,碳同位素分析技术表征本质上由生物作用所造成的TCE降解,基于该方法得到的降解率反映了生物作用所造成的TCE降解。
张环[6]2006年在《负载型纳米铁铜二元金属的合成与改性及其修复地下水中有机氯污染物的基础研究》文中提出作为人类重要的水资源,地下水环境面临着日益严重的污染。在我国,地下水环境的污染面积、污染程度和污染物的种类正不断扩大。TCE等卤代烃类污染物具有较强的毒性和致癌性,是浅层地下水中主要的有机污染物之一,其较难生物降解,传统的处理方式耗资大、周期长,且存在降解不完全等问题。近年来研究发现,纳米铁金属粒子是一种高效的还原脱卤剂,能够有效地将卤代烃类的有机物转化为气态烃类。纳米铁粒径小,比表面积大,表面活性高,将其制成浆料直接注入污染的地下水中,是一种新型的原位修复技术,能够实现对污染物的快速降解。目前,纳米铁在地下水环境的原位修复中应用尚存在一些问题,如纳米粒子微小的尺寸和极高的表面能使其在水体中易于团聚,难分散;单纯纳米铁颗粒脱氯速度慢,稳定性差,易失活;亲水性纳米铁与疏水性的DNAPL(dense nonaqoueous phase liquid)类有机氯代烃分子难于接触而反应;纳米颗粒降解有机卤化物的途径和反应动力学还有待进一步研究。为此,许多学者在纳米铁的合成与修饰,降解有机卤化物的效能,降解污染物的机理等方面开展大量研究。本论文针对这些问题,结合国家自然科学基金“乳化炭载纳米铁原位修复地下水中有机氯代烃”的部分研究,进行了负载型纳米铁及负载型纳米二元金属的合成研究,并考察负载型纳米材料的组成和形态对三氯乙烯(TCE)还原脱氯性能的影响;研究了表面改性的负载型纳米材料对TCE的还原降解及脱氯性能的长期稳定性;探讨了负载型纳米材料脱氯反应的动力学和反应机理。(一)在乙醇—水反应体系中,以石墨为载体,采用液相还原和载体沉淀的方式制备负载型纳米Fe0。又分别用分步法和同步法,制备负载型纳米Fe/Cu二元金属复合材料。合成的纳米Fe0均匀分散于石墨表面,单个铁颗粒粒径为50~80nm,是由许多微小粒子组成的球状团簇,晶形为微晶态体心立方形α-Fe0。Fe负载量为15wt%的负载铁比表面积为23.8 m2/g,高于其它Fe负载量的材料。选用一步法和两步法分别合成了负载型纳米Fe/Cu二元金属,负载型二元金属的比表面积、在石墨表面的形态及大小与单纯纳米Fe0基本相近。(二)分别应用负载型纳米Fe0、不同方式制备的负载型纳米Fe/Cu对TCE进行还原脱氯。负载型纳米Fe0、采用分步法制备的负载型纳米Fe/Cu二元金属及非负载型的纳米Fe/Cu二元金属这几种材料中,负载型纳米Fe/Cu二元金属对TCE具有最高的还原脱氯性能,反应体系中Fe0浓度为10g/L,能够在5小时内将10mg/L的TCE全部去除;非负载型纳米二元金属在溶液中易团聚,团聚后其脱氯反应活性降低;具有较高比表面积的负载型纳米Fe0对TCE的脱氯性能并不高。采用Fe2+和Cu2+同步还原制备的纳米二元金属还原脱氯性能较差;由于石墨载体对Fe0的分散有效地控制了纳米粒子的团聚,干法和湿法两种方式均适用于合成负载型纳米材料的后处理。二元金属中Cu与Fe0的质量百分比为4wt%时,材料对TCE具有最快的还原脱氯速率。Cu的含量较高或较低时,纳米二元金属的还原脱氯性能下降。Fe2+浓度为0.2mol/L时,合成了晶须状结构的纳米Fe0;Fe2+浓度为0.02mol/L时,球状纳米Fe0的粒径分布不均匀;Fe2+浓度为0.05 mol/L时,得到粒径均匀的球状纳米铁,此结构的二元金属具有最高的还原脱氯性能。(三)采用生物降解性良好,对环境无毒的阳离子表面活性剂十六烷基三甲基溴化铵CATB,对负载型纳米Fe/Cu二元金属进行表面改性处理。负载型纳米Fe/Cu复合材料改性后,部分表面由亲水性转变为疏水性,有利于与疏水性的TCE分子相吸附,在脱氯反应中加强了吸附TCE分子的性能,加速了还原降解。当Fe0投加量为5g/L时,4小时将10mg/L的TCE去除完全。Fe0投加浓度太高时,过多H2占据Fe0的活性反应位及溶液pH的升高,抑制了TCE的还原脱氯反应。杂质离子NO3-,SO42-对负载纳米二元金属的还原脱氯没有影响,溶液中离子强度增加使脱氯更快速。在36天周期内的长期脱氯实验中,改性材料具有较高的稳定性和还原性能,改性后纳米铁不易氧化失活。(四)采用准一级反应动力学模型研究了负载型纳米Fe/Cu二元金属还原TCE的反应动力学,探讨了复合材料对TCE的脱氯还原机理。通过线性回归,脱氯反应较好的符合准一级反应动力学模型;当Cu在Fe上质量百分比为4wt%时,脱氯反应的表观反应速率常数Kobs最大;TCE初始浓度在较高浓度范围的表观速率常数比浓度较低时的Kobs要低;表面积归一化反应速率常数Ksa在Fe0投加量在1.25g/L的反应条件下最高,加大Fe0浓度时,Ksa均有所下降。在对TCE的还原脱氯过程中,TCE的π电子与Cu的空轨道能够形成过渡络合物Cu…Cl…R,H2O在纳米Fe0表面被还原形成高还原性的新生态H2*,两者反应使得TCE脱去Cl-而被还原;石墨作为载体与纳米铁组成许多微小原电池,电池反应中H2O同时得到电子而生成H2,溶液pH在反应后升高。三种二氯乙烯中间副产物在脱氯反应中没有检测到,由于TCE的脱氯是在具有催化活性的金属表面依次快速进行直到完全脱氯,中间产物不会从金属表面脱附而在液相中累积。Fe3O4为二元金属脱氯后的腐蚀产物,当其在Fe0表面生成量过多而将铁表面逐渐包覆后,金属的还原活性逐渐减弱直到完全失活。
李璐[7]2011年在《厌氧序批式生物反应器去除三氯乙烷过程及菌群毒性效应》文中研究表明三氯乙烷(Trichloroethane, TCA)曾经广泛用作工业清洗剂,由于过度使用和储存不当,造成严重的土壤和地下水污染。基于逐步还原性脱氯的厌氧生物修复方法能够彻底清除TCA污染,本文主要研究厌氧生物脱氯过程机理和微生物群落毒性效应,重点分析降解过程中微生物酶活性变化和群落结构演替规律。结果表明在TCA的降解反应中,硫酸盐和硝酸盐还原条件下TCA降解效率较高,均达到80%以上；产甲烷及TCA与苯共代谢条件下TCA降解效率居中,均处于70%-80%之间；TCA与甲苯共代谢条件下TCA降解效率最低,低于70%。酶活性分析表明,产甲烷和硝酸盐还原条件的厌氧序批式生物反应器中酶的活性变化较小,但随着TCA浓度的增大乳酸脱氢酶和碱性磷酸酶的活性明显降低。PCR-DGGE指纹图谱分析表明,反应器中的微生物群落结构发生了明显改变。Clostridium sp. DhR-2/LM-G01, Bacterial clone DCE25和Bacterial cloneDPHB06三个菌株在产甲烷体系中丰度明显增加,推测它们可能是反应体系中主要的功能菌群,在厌氧条件下能够有效地降解TCA。综合考虑TCA降解过程、酶活性变化和功能菌群富集程度,本研究认为产甲烷条件的厌氧序批式生物反应器的微生物菌群对TCA的耐受性最高,有可能适于用开发TCA的厌氧降解实用技术。
牟天明[8]2008年在《氯丁橡胶生产中二烯废液处理工艺研究》文中进行了进一步梳理氯代有机化合物是一类重要的难降解性有机化合物,具有极大的危害性。几乎所有的氯代有机物都有毒性,其中许多化合物被认为具有“致癌、致畸、致突变”效应;同时,由于很多氯代有机物具有高挥发性和类脂物可溶性,易被皮肤、粘膜等吸收,而对人体、动植物造成严重损害。为此,在使用及生产过程中形成的高浓度氯代有机物工业废水,严重影响人类健康和生态环境安全,已成为一类必需处置的废水。目前,国内外对高浓度氯代有机物废水的处理主要方法有物理法、生物法、化学氧化法和化学还原法等,但尚未成熟,还未找到一条合理、高效的处理工艺路线。本论文以二氯丁二烯生产过程的废液(简称二烯废液)为对象,开展降解氯代有机物的基础和应用研究,并以解决二烯废液脱臭和高浓度COD降解问题为研究目标。二烯废液的主要成分为:NaCl 30%、水55～60%、木焦油、N-亚硝基二苯胺、四氯丁烷、五氯丁烷、二氯丁烯、三氯丁烯、二氯丁二烯等5～10%。该混合废液呈碱性(pH=10～11),其CODCr值可高达32214.2mg/L,有非常强的刺激性臭味。针对该废液的特点,本论文探索性地开展了双金属还原法脱氯和Fenton氧化法降解COD的应用基础研究,初步建立了双金属还原--Fenton氧化联合工艺路线,实现了同时脱氯除臭和降解高COD的目的。论文重点研究了二烯废液基本性质,分析了二烯废液(提馏液、精馏液、混合液)组成及破乳步骤对后续处理过程的影响,探讨了双金属种类及用量、硫酸亚铁用量、过氧化氢用量、初始pH值、温度、反应时间等因素对二烯废液降解效果的影响。研究结果表明,二烯废液的可行处理过程为:先调节二烯混合废液pH值为5～7,加入零价铁和锌粉各0.5～1%进行反应;随后加入0.5～1%硫酸亚铁,然后逐渐滴加浓度为30%H2O2,控制双氧水和亚铁离子的摩尔比为4～6,反应温度为60～80℃。反应完成后,基本消除了刺激性臭味,COD剩余值可达到800mg/L以下。论文研究工作表明,双金属还原-Fenton氧化联合工艺,首先通过双金属还原法实现氯代有机物的脱氯,然后通过Fenton法氧化降低COD值,达到了预期的脱臭和降解COD的处理效果,为二烯废液的进一步工业化处理提供了理论依据和基础数据,也为高浓度氯代有机物废水的处理研究提供了新的途径,对于工业节能减排和生态环境保护具有积极的现实意义。
蒋以元[9]2004年在《O_3-BAF城市污水再生利用安全保障技术研究》文中研究说明环境污染和水资源的短缺,加速了城市污水回用的研究和应用。目前,城市污水再生回用已被列入国家“十五”规划,被提上政府议事日程,但回用水的微生物和化学安全性是城市污水回用的关键问题和最大障碍,已引起了社会的广泛关注和重视。而目前常用的城市污水回用技术主要侧重于水中悬浮物的去除,对二次出水中存在的色度、臭味、残留有机物及病原微生物等去除效果较差;同时,目前用于城市污水消毒的消毒剂主要仍然是氯气和次氯酸钠,虽然氯化消毒灭活微生物的效果好、成本低、使用较为方便,但氯化消毒处理所产生的以三卤甲烷类(THMs)为代表的各类卤代消毒副产物(DBPs)已引起人们的普遍关注,并且氯的残留增加下游水生生态系统的生态风险。因此,针对城市污水再生回用中微生物和化学安全性等关键问题,本论文以某污水处理厂中水(即混凝沉淀砂滤出水)为对象,开展了臭氧高级氧化与生化组合技术深度处理中试试验研究,在长期运行实验中考察了该技术对各项水质指标去除的有效性和稳定性,并对其进行了安全评价。其主要研究结果如下: 1、再生水安全评价指标体系的确定 在借鉴国内外化学、生物检测技术和城市污水回用等方面最新科研成果的基础上,综合利用常规指标、微量污染物的分析和毒理学指标,构建城市污水安全回用评价指标体系,保证再生水回用的安全性。具体指标为 TOC、CODMn、UV254、NH3-N 等常规指标体系,内分泌干扰物有机锡和壬基酚(NP)微量有机物、生物毒性(UMU、ER、AhR)和鱼类曝露毒性实验。 2、城市污水二级出水及其中水水质特征 城市污水经常规二级生化处理出水水质相对稳定,全年水质指标为 CODCr30～40 mg/L、BOD5 8.8～12.2mg/L、TOC 10.0～15.9 mg/L、SS 7.8～9.5 mg/L、色度 25～32 度、NH3-N 2.6～39.9mg/L 、BOD5/CODCr 0.29～0.31。 二级生化出水经常规絮凝沉淀处理(混凝剂 PAC 投加量为 15mg/L Al2O3)后,大部分颗粒污染物和部分有机物得到有效去除,全年出水(中水)水质为CODCr 23～34mg/L、BOD5 6.4～10.3mg/L 、SS 5.1～7.8 mg/L、BOD5/CODCr0.26～0.33,可生化性差,不适合生物处理。 3、臭氧生物氧化组合工艺长期运行效果 对于臭氧生物氧化处理组合工艺,臭氧氧化最佳设计参数建议为臭氧消耗量5mg/L,接触氧化时间 5~10min;后续生物接触氧化池(BAF)空床停留时间(EBCT)为 10~15 min。 I<WP=6>重庆大学博士学位论文 在臭氧消耗量 5mg/L,接触氧化时间 10min 长期运行试验条件下,臭氧生物活性炭和臭氧生物陶粒对 CODMn、DOC、UV254、色度平均去除率分别为30.6%、27.7%、47.5%、80%和 28.3%、23.8%、41.3%、79%,出水 CODMn、DOC、UV254和色度平均值为 3.8mg/L、4.1mg/L、0.053cm-1、2.0cu 和 3.9mg /L、4.3mg/L、0.059cm-1、2.1cu;SDI 均小于 4,完全能满足反渗透进水要求,可作为后续反渗透的预处理工艺。 4、微生物安全性 二级处理出水和中水细菌总数分别在 106～109个/L 和 105～108个/L 范围内,大肠杆菌数分别在 103～106个/L 和 102～105个/L 之间,常规的处理工艺不能有效去除微生物,以保证微生物的安全性。 臭氧杀菌效果随臭氧消耗量的增加而提高,为使大肠杆菌被彻底灭活,臭氧消毒建议臭氧消耗量设定为 12mg/L。 在臭氧消耗量和接触时间分别为 5mg/l 和 10min.连续运行条件下,臭氧对细菌总数和大肠杆菌的平均去除率分别为 81%和 98%;当臭氧消耗量增加到 12mg/L时,臭氧几乎能彻底去除大肠杆菌,与臭氧消毒条件实验相差不大。 5、化学安全性 臭氧生物氧化能有效去除环境内分泌干扰物有机锡(MBT、DBT)和壬基酚(NP),其中对 NP 的去除率大于 99.9%。 臭氧生物处理能有效减少鲫鱼的死亡率和畸变率,减少对生物的毒害作用,提高再生水的安全性。 6、生物填料微生态分析 PCR-DGGE 表明,生物填料上的微生物具有时间和空间上的高度相似性和稳定性,其微生物群落结构相差不大,与微生物载体关系不大。 7、生物填料与技术经济评价 在去除水中残余的微量有机物和微生物及保证回用水的安全性和公众的可接受性等方面,陶粒和活性炭的处理效果基本差不多。但与活性炭相比,陶粒具有价格低廉的优势,具有较好的性能价格比,是一种较好的生物填料。 与超滤、超滤+反渗透工艺相比,臭氧生物氧化投资和运行费用较低,具有良好的性能价格比,是一种经济有效、环境友好的城市污水再生利用技术。
徐桂淋[10]2010年在《流化床—光纤光催化氧化去除气相挥发性有机污染物》文中研究说明近年来利用TiO_2光催化性能去除空气中挥发性有机污染物逐渐成为光催化研究的热点。其中光催化反应器的设计是提高光催化效率的关键因素之一。目前广泛研究的固定床存在传质和光传递受限制、光利用效率低等问题;而现有流化床光催化反应器中则存在光传递不均匀的问题。本课题以光纤来传输光源并均匀布置光源,结合流化床高传质效率的优点,采用自行设计的气-固流化床-光纤光催化反应器进行挥发性有机污染物(VOCs)的光催化降解实验。研究内容主要包括:(1)流化床-光纤光催化反应装置的优化。通过调节催化剂的粒径分布和反应气体的流量进行流化床的流态优化。确定流化床的最佳参数:光催化剂粒径为60～120目,质量范围1.00g～1.01g,其中60～80目,80～100目,100～120目催化剂的质量比为1:2:2;流化床的静床层高度约为27mm,当反应气的总流量为106mL/min时,流化床层高约为36mm,流化床的流化态最好。结合光催化剂的SEM和BET的表征结果,确定采用10%TiO_2/SiO_2进行光催化降解实验。(2)以标记为138号的光纤为测定对象,调节紫外灯光源的输出光量,采用草酸铁钾法与UV-B辐照计测定光纤的光强。光强的测定结果:紫外灯的光源光量与相应光源光量条件下测得的光纤光强基本上呈线性关系。距光纤发光头10mm处,草酸铁钾法测定的138号光纤光强与辐照计测定的光强值符合线性关系。(3)在流化床的最佳参数下,以丙酮为目标污染物进行流化床-光纤光催化反应器的降解实验,研究光照强度、丙酮的初始浓度、催化剂负载量以及反应气不同组分对丙酮光催化降解的影响规律,结果表明:在光源光量为100%,O_2含量为10%,光催化剂负载量为10%的条件下,丙酮初始浓度为150ppm时的光催化降解率为56.5%,光量子效率为1.05%,单位质量催化剂的转化活性为4.01μmol/(g催化剂·min);增大光源光量会提高丙酮降解率。增大初始浓度则会降低丙酮的降解率。丙酮的降解率随着反应气中O_2含量的增大而增大,最佳的O_2含量为10%;丙酮的降解率随反应气中H_2O含量的增加先增大后降低,H_2O含量为1%时,丙酮降解率达66.6%。丙酮的降解率随着催化剂负载量的增加而增大,而单位催化剂的转化活性则随着催化剂负载量的增加而降低。(4)以三氯乙烯(TCE)为目标污染物,考察光照强度、TCE的初始浓度、反应气中O_2含量和H_2O含量对TCE光催化降解的影响。结果表明:在光源光量为100%,O_2含量为10%,光催化剂负载量为10%的条件下,TCE初始浓度为150ppm时的光催化降解率最高可达68.2%,光量子效率为1.27%,单位质量催化剂的转化活性为4.84μmol/(g催化剂·min)。增大光源光量会提高TCE的降解率。增大初始浓度则会降低TCE的降解率。TCE的降解率随着O_2含量的增大而增大,O_2含量为10%、5%和2.5%时,TCE的降解效果差别不大。TCE的降解率随反应气中H_2O含量的增加先增大后降低,H_2O含量为1%时,TCE降解率达70.9%。(5)采用固定床-光纤光催化反应器进行丙酮、三氯乙烯的光催化降解实验,与流化床-光纤光催化反应器进行对比。在光源光量、催化剂负载量以及反应气体组成相同的条件下,流化床-光纤光催化反应器比固定床-光纤光催化反应器具有更高的去除丙酮和TCE的能力,而且具有更高的光能利用效率和催化剂的转化活性。
参考文献：
[1]. 挥发性有机氯化物TCE的活性炭吸附生物再生处理研究[D]. 李青花. 大连理工大学. 2000
[2]. 二价铁/过氧化氢/过硫酸钠再生活性炭效率的影响因素研究[D]. 刘博洋. 中国地质大学(北京). 2018
[3]. 吹脱及化学氧化处理地下水中1，1，1-三氯乙烷技术的研究[D]. 李琳. 华东理工大学. 2011
[4]. HZSM-5分子筛负载稀土复合氧化物催化剂上CVOCs催化氧化性能的研究[D]. 薛晓敏. 浙江大学. 2011
[5]. 三氯乙烯污染地下水厌氧生物修复研究[D]. 李海军. 吉林大学. 2016
[6]. 负载型纳米铁铜二元金属的合成与改性及其修复地下水中有机氯污染物的基础研究[D]. 张环. 南开大学. 2006
[7]. 厌氧序批式生物反应器去除三氯乙烷过程及菌群毒性效应[D]. 李璐. 华东理工大学. 2011
[8]. 氯丁橡胶生产中二烯废液处理工艺研究[D]. 牟天明. 重庆大学. 2008
[9]. O_3-BAF城市污水再生利用安全保障技术研究[D]. 蒋以元. 重庆大学. 2004
[10]. 流化床—光纤光催化氧化去除气相挥发性有机污染物[D]. 徐桂淋. 哈尔滨工业大学. 2010
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