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【新闻】wszao05m3h地埋式一体化生活污水处理设施0织袜机

发布时间:2020-10-18 14:50:18 阅读: 来源:剥线机厂家

wsz-ao-0.5m3/h地埋式一体化生活污水处理设施

核心提示:wsz-ao-0.5m3/h地埋式一体化生活污水处理设施,全国联保,质量有保障;厂家直销,价格公道wsz-ao-0.5m3/h地埋式一体化生活污水处理设施  2.3.2 样品分析  取样后, 首先进行固相微萃取, 然后用气相色谱-质谱仪(GC-MS)进行分离与分析.固相微萃取:取10 mL水样, 加入1 μL 1000 μg·L-1的内标物(苯甲酸苄酯, BBZ)标准溶液, 将涂有100 μm厚聚二甲基硅氧烷的固相微萃取探针插入待测样品, 在35 ℃下以500 r·min-1搅拌萃取40 min, 将探针插入GC-MS进样6 min.通过GC-MS检测得到PAEs和内标BBZ对应的峰面积, 根据校正因子f计算出浓度.  2.3.3 检测条件  色谱条件:色谱柱选用DB-1MS(30 m×0.25 mm, 0.25 μm), 进样口温度为260 ℃;程序升温条件为:初始温度70 ℃, 保持2 min;以25 ℃·min-1的速率升温到150 ℃, 以3 ℃·min-1的速率升温到170 ℃, 以30 ℃·min-1的速率升温到195 ℃, 以60 ℃·min-1的速率升温到225 ℃, 保持3 min;最后以8 ℃·min-1的速率升温到280 ℃, 保持4 min.载气流量为1 mL·min-1, 样品采取不分流进样.

质谱条件:EI工作电压70 eV, 四级杆温度150 ℃, 离子源230 ℃, 溶剂延迟7 min, 采用SIM模式定性/定量离子(张泽明等, 2017).邻苯二甲酸酯(PAEs)又名酞酸酯, 在工业上主要用作增塑剂来增大塑料的可塑性和提高塑料强度, 在塑料中的添加量高达20% ~ 60%(Wams, 1987).由于PAEs与塑料主体之间以非共价键的方式相结, 因此, 在使塑料软化的过程中极易释放出来进入环境, 目前已广泛存在于水、大气、土壤及生物体中(Liu et al., 2010; 沙玉娟等, 2006; Wang et al., 2008).PAEs的分子结构类似激素, 被称为“环境激素”, 具有肾毒性和生殖毒性等(van Wezel et al., 2000; Hauser et al., 2006), 微量的PAEs就会对生物体产生很大的不利影响, 干扰内分泌(甘健彪, 2002; Xu et al., 2009).近年来, 国内外水体中都有PAEs的检出报道, 例如, 北美和欧洲的大部分国家在工业废水、生活污水和地表水中都检测出PAEs(Clara et al., 2012);而在我国长江口及邻近海域、黄河、黄浦江、松花江等水体及水厂排放水中均检测到PAEs, 主要为邻苯二甲酸二甲酯(DMP)、邻苯二甲酸二乙酯(DEP)、邻苯二甲酸二丁酯(DBP)、邻苯二甲酸二辛酯(DOP)和邻苯二甲酸(2-乙基己基)酯(DEHP)等(胡雄星等, 2007; 王军良等, 2011; 张彦鹏等, 2011).此外, PAEs蒸气压较低, 进入水环境后很难再向大气环境迁移,

主要是在水体中发生相应的迁移转化(徐红燕等, 2010).在水环境中, PAEs或以溶解状态存在, 或吸附于悬浮物的表面, 或转移到沉积物中, 性质十分稳定, 不易分解, 易引起二次污染(李海涛等, 2006).鉴于PAEs的污染和危害, 美国环保局将DMP、DEP、DBP、DnOP、邻苯二甲酸丁基苄基酯(BBP)和DEHP等6种邻苯二甲酸酯类化合物列入了重点控制的污染物名单中, 我国将3种邻苯二甲酸酯类(DMP、DBP和DEHP)物质列入水中优先控制污染物.目前, PAEs的人工降解方法主要有臭氧-活性炭法(刘军等, 2003)、生物降解法(尤华丽, 2004)、光化学氧化和光催化氧化法(郑和辉等, 2006).其中, 生物降解法对菌株的培养筛选费时费力, 而且对于大分子的PAEs难以降解, 降解过程容易产生毒性大的邻苯二甲酸单酯;臭氧-活性炭法只是将污染物转移, 并没有完全降解污染物.邻苯二甲酸酯在水环境中具有浓度低(通常为μg·L-1或ng·L-1水平)、毒性大等特点, 就处理方法的有效性和实用性而言, 高级氧化技术中的化学氧化法和光降解法对去除水体中邻苯二甲酸酯具有很好的效果(陈德强等, 2005; 芮旻等, 2005), 可以通过光化学降解的方法将水体中污染物降解为毒性小或者无毒性的物质.此外, 关于PAEs的光化学研究主要侧重于降解的可行性及动力学规律等方面(Tawabini et al., 2004; Loshin, 2013), 且降解方法大多采用TiO2催化降解(Yuan et al., 2008), 其降解机制尚不十分清楚.因此, 本文采用UV/H2O2氧化技术, 重点研究3种常见的PAEs(DMP、DEP和DEHP)的光化学降解过程及影响因素, 并分析鉴定DEHP的降解产物, 推测其可能的降解途径和反应历程.这对于进一步了解PAEs在水体中的光降解过程及机制具有重要的理论和实际意义.    PAEs的光解就其光化学转化过程可分为直接光解和间接光解.其中, 直接光解机理是指PAEs吸收光子的能量跃迁至激发单重态发生反应直接转化为产物;间接光解机理是指当环境中存在的某些物质吸收光能呈激发状态后再诱发一系列PAEs参与的反应.由图 1可知, 在相同紫外光照射下, Millipore-Q水中DMP、DEP和DEHP都发生了明显的降解, 且降解速率明显高于人工海水中3种PAEs的降解速率.与Millipore-Q水相比, 人工海水中含有多种离子, 如阴离子NO3-、SO42-、HCO3-和Cl-等都有捕获·OH的能力或对紫外光有较强的吸收能力, 从而对DMP、DEP和DEHP的降解产生抑制作用, 且随着离子浓度增大, 抑制作用增强(郑勋超, 2009; 潘晶等, 2007).天然海水中, DMP和DEP的光降解速率比Millipore-Q水中的降解速率低, 而DEHP的降解速率明显高于Millipore-Q水中的降解速率.研究表明(施银桃等, 2002; Hammad et al., 2008), Fe2+、Mn2+、Co2+和Cr3+可以提高DMP、DEP和DEHP的降解速率, 主要原因是这些重金属离子能与海水中的溶解氧和H2O2发生氧化还原反应并产生·OH, 从而促进PAEs的降解.DEHP主要从支链开始降解, DMP和DEP从苯环开始降解, 因此, DEHP的降解速率大于DMP和DEP的降解速率(谷传涛等, 2015; Sundstrom et al., 2010).此外, 天然海水中含有大量的溶解有机物, 有研究通过吸收光能产生中间产物(Zepp et al., 1985), 从而促进了PAEs的间接光解, 而且DEHP较DMP、DEP更为疏水, 与DOM作用更强, 更易接触到DOM产生的自由基(Latch et al., 2006), 因而DEHP的间接降解明显高于其直接降解.这表明在相同浓度下, PAEs的降解率是随着烷基链长度的增加而增大(Xu et al., 2010).本文研究的3种PAEs支链中碳原子数目的顺序为DEHP>DEP>DMP, 而在Millipore-Q水和天然海水中的降解速率并不是随着碳链的增长呈线性变化, 这可能与DMP、DEP和DEHP的分子结构有一定的关系

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