基于石墨烯的镉离子电化学传感器

采用电化学法还原氧化石墨烯,构建石墨烯修饰玻碳电极（GCE）,选用方波伏安法（SWV）测定微量镉.实验研究了石墨烯修饰电极对镉的溶出伏安行为,优化了石墨烯用量、富集电位、富集时间、pH值、支持电解质.结果表明石墨烯修饰电极明显增强了镉溶出信号,响应电流值与Cd^2＋的浓度呈良好的线性关系,线性范围为0.001-1μg/mL,线性方程y=27.859 2x＋0.344 5（R=0.998）,检出限为0.001μg/mL,所制备的修饰电极重现性和重复性较好,6次测定的相对标准偏差（RSD）分别为2.56%和2.51%.所提出的检测方法简单、灵敏、快速,无需复杂的样品前处理,修饰电极可重复使用,能应用于实际水样中镉的快速测定.

基于电沉积碳纳米管的铅离子电化学传感器

采用电沉积方法制备了碳纳米管(CNT)修饰电极.以CNT修饰电极为工作电极,于-1.0V富集后差分脉冲溶出伏安法检测水中微量铅离子.从富集电位-1.0V正向扫描至0.2V,在-0.56V附近出现铅的阳极溶出峰.对CNT修饰电极进行了表征,优化了电极修饰时间、铅离子富集时间.Pb^(2+)浓度与溶出峰电流值在0.003~1mg/L范围内呈较好的线性关系,检测下限为0.001mg/L,回收率为90.7%~102.1%,6次重复测定相对标准偏差(RSD)为2.58%.所提出的检测方法简单、灵敏、快速,电沉积修饰方法简便,电极能反复使用,无复杂的样品前处理,能应用于实际水样中铅离子的快速测定.

石墨烯修饰电极差分脉冲伏安法测定微量Cu^(2+)

采用改进的Hummer方法合成氧化石墨烯,以石墨烯修饰玻碳电极(GCE)为工作电极,于-0.5 V吸附富集后差分脉冲伏安法测定微量Cu^(2+)。对石墨烯修饰电极进行了电化学表征,优化了石墨烯还原电位、还原时间、支持电解质、pH值、Cu^(2+)富集时间。实验结果表明,石墨烯修饰电极明显增强了铜溶出信号,溶出峰电流与Cu^(2+)的浓度在0.0005~1μg/mL范围内呈现良好的线性关系,线性方程为y=25.9208x-0.0255(r=0.9994),检测下限为0.0005μg/m L,所制备的修饰电极重现性和重复性较好,6次测定的相对标准偏差(RSD)分别为3.98%和3.51%,所提出的检测方法简单、灵敏、快速,无需复杂的样品前处理,修饰电极可反复使用,能应用于实际水样中铜离子的快速测定。

预处理—厌氧—两级SBR组合工艺处理保险粉废水

采用预处理—厌氧—两级SBR组合工艺处理保险粉废水。试验研究结果表明:预处理可提高废水的可生化性;当厌氧系统COD污泥负荷(以VSS计)不超过0.5 kg/(kg·d),两级SBR曝气时间分别为11、8 h时,厌氧及两级SBR的COD去除率可分别达到69%、97%,组合工艺COD总去除率达到98%,出水水质达到《污水综合排放标准》(GB 8978—1996)的二级标准。

用均匀设计和响应面法优化絮凝处理As(Ⅴ)废水的研究

采用均匀设计（UD）和响应面法（RSM）相结合开展聚合硫酸铁（PFS）和聚合氯化铝铁（PAFc）絮凝处理含有As（V）废水的实验．设定了三个影响因子：As（V）初始浓度（O．55～5．20rag／L）、絮凝剂投加置（50～300rag／L）和废水pH（6．0～9．0）t分别进行了三因素四水平实验；应用Design-Expert8．0软件对实验数据进行初步分析，建立了模型1（PFS，R2=0．9902）和模型2（PAFC．R2=0．9766）；通过对两模型进行响应面分析得川优化的实验参数．优化实验结果表明。以PFS为絮凝剂，As（V）去除率在96％以上，残留As（V）可小于50μg／L；以PAFC为絮凝剂，As（V）的去除率在95％以上，若As（V）初始浓度为1．0mg／L左右。残韶As（V）也可低于50μg／L．在上述条件下废水经过处理能够达到城市污水再生利用地下水回灌水质标准（GB／T19772--2005）的要求．该实验方案能够通过较少的实验次数建立数学模型．且模型的预测效果良好．优化实验结果达到了预期目的．

含砷、铬废水处理条件对沉渣稳定性的影响

通过TCLP毒性程序浸出试验,以砷、铬浸出质量浓度为控制指标,对含砷、铬废水处理产生的沉渣稳定性进行了研究,并结合废水中砷、铬去除率,确定该废水的最佳处理条件。在常温下,通过调节pH值、Fe^(2+)/Cr^(6+)物质的量比、Ca/As物质的量比、曝气时间等条件对处理工艺进行优化,考察不同处理条件对废水砷、铬去除率及沉渣砷、铬浸出质量浓度的影响。结果表明,pH值为6、Fe^(2+)/Cr^(6+)物质的量比为8、Ca/As物质的量比为5、曝气时间为50 min时,不仅Cr(Ⅵ)、总铬、总砷的排放质量浓度达到了GB 8978—1996《污水综合排放标准》的要求,总砷、总铬的浸出质量浓度也分别降低到0.78 mg/L、0.59 mg/L,远低于GB/T 5085.3—2007《危险废物鉴别标准:浸出毒性鉴别》规定的质量浓度,达到了安全堆放要求。对曝气产生的絮体进行XRD测试,结果表明,余留的Fe^(2+)经曝气氧化后产生的絮体是一种无定型态的氢氧化铁或水合氧化铁,其富含阳离子空位和OH-基团,能增加砷、铬的去除率。对优化前后的沉渣进行SEM扫描,结果表明,对各因素进行优化能增大沉渣的粒径,提高沉渣的稳定性。

A/O-MBR工艺丝状菌膨胀的发生及其控制

针对A/O-MBR生物脱氮工艺处理模拟化工废水,考察了系统发生丝状菌污泥膨胀的可能性。结果表明,过度的硝化反应和较大的冲击负荷都能引起丝状菌污泥膨胀的发生。针对这两种因素引发的丝状菌污泥膨胀,单纯地依靠恢复工艺运行参数并不能达到控制丝状菌的目的。而通过提高曝气池内pH值至9.0左右,并维持一段时间,能够达到抑制和杀灭丝状菌的目的,并且在短时期内不会引起丝状菌污泥膨胀的复发。

以不同底物和苯胺为燃料的微生物燃料电池的产电特性

通过构建空气阴极型双室微生物燃料电池,研究了以500 mg/L苯胺作为唯一燃料以及苯胺和不同底物共基质时MFC对苯胺的降解特性及MFC的产电性能。结果表明,在外电阻1 000Ω,以500 mg/L苯胺为唯一燃料以及500 mg/L苯胺分别和500 mg/L乙酸钠,葡萄糖和可溶性淀粉作为共同基时的MFC运行周期分别为3、3.4、4.6和5 d;最大输出电压分别为273、450、428和380 m V;输出功率分别为142、225、201和160 m W/m2。苯胺去除率分别为68%、85.8%、71%和65%。内阻分别为931、524、564和751Ω,COD去除率分别为68%、85%、72%和65%。库伦效率分别为1.8%、7.9%、6.6%和4.5%。MFC可以使用苯胺作为唯一燃料,且当添加的基质不同时,MFC产电性能以及苯胺降解状况有所不同。利用MFC可以使苯胺高效快速降解的同时实现稳定的电压输出。

SBR法处理保险粉废水

对SBR法处理保险粉废水的可行性进行了研究。结果表明,活性污泥经驯化后能较好地适应保险粉废水。该工艺在悬浮性固体(MLSS)含量为4 g/L,污泥负荷为0.23 kg COD/(kg污泥·d),水力停留时间(HRT)10 h,溶解氧(DO)2~4 mg/L以及实验温度25~35℃,周期为12 h的运行条件下,对COD的去除率为89.3%,完全达到该废水行业排放标准要求。其适宜的污泥龄为20 d,为中试和工艺设计应用提供了参考。

磁性氧化石墨烯同时吸附砷(Ⅴ)和镉的性能研究

用化学方法合成磁性氧化石墨烯(MGO)。X射线衍射(XRD)与振动样品磁强计(VSM)表征结果发现,四氧化三铁粒子均匀分布在MGO表面,其饱和磁化强度达30.2 emu/g。考察As(Ⅴ)和Cd在单独存在体系和共存体系下MGO对其的吸附性能,结果表明,单独存在体系下As(Ⅴ)和Cd的最大吸附量分别为5.857和78.81 mg/g,而共存体系下则分别提高至6.303和91.27 mg/g。

两种电子供体对光合藻类微生物燃料电池产电性能及小球藻生长的影响

通过构建光合藻微生物燃料电池(PAMFC),研究了分别以乙酸钠或葡萄糖作为唯一电子供体时,对PAMFC的产电性能及其中小球藻生长的影响。结果表明,在外电阻为1 000Ω时,以乙酸钠为电子供体的PAMFC最大输出电压是285 m V、最大输出功率为3.42 m W/m2;以葡萄糖为电子供体的PAMFC最大输出电压是247 m V、最大输出功率为2.68 m W/m2。同时,分别以乙酸钠或葡萄糖为电子供体的PAMFC中小球藻生长所达到的生物量分别是1.8 g/L和1.26g/L,而对照组中的小球藻生物量仅为0.83 g/L。简单电子供体的电池性能优于复杂电子供体,同时更能促进PAMFC中阴极光合藻生长,使电池阴极得以固定更多阳极所排放的二氧化碳。

微生物燃料电池阴阳两级分步降解对氯酚效果

构建一种微生物燃料电池(MFC),首先将对氯酚在阴极室降解为苯酚,随后将阴极处理液在阳极室降解。研究了对氯酚废水经过阴阳双室分步处理后的去除效果和该MFC的产电性能,结果表明,在外电阻1 000Ω时,阴极脱氯阶段最大输出电压为216 m V,产电周期为132 h;阳极降解阶段最大输出电压为277 m V,产电周期为48 h,对氯酚的总去除率为96.2%。实验结果表明该MFC能较好处理对氯酚废水,且与传统的生化处理技术相比,有较大的优势。