高铁锰氨氮地下水锰极限质量浓度研究

为研究生物除铁除锰滤柱对高铁锰氨氮地下水中锰的极限质量浓度,采用培养成熟并稳定运行一段时间的滤柱,逐步提高其进水锰的质量浓度,考察锰的极限质量浓度．结果表明:在进水总铁、氨氮质量浓度分别为5～10、0.9～1.3 mg／L,水温为8 ℃,滤速为6 m／h的实验条件下,当进水溶解氧约8.5 mg／L时,锰的极限质量浓度为7.5 mg／L;溶解氧大于10 mg／L时,锰极限质量浓度为10.5 mg／L;锰质量浓度升高对铁和氨氮的去除没有影响．沿程分析发现：沿滤层向下,相同厚度滤料除锰量逐渐减少;锰质量浓度升高过程中,氨氮的沿程去除没有变化．锰的极限质量浓度受溶解氧限制,溶解氧越高,极限质量浓度越高．     

低温高铁锰氨地下水净化工艺中氨氮去除途径

为探究氨氮的去除途径,在某除铁锰氨地下水水厂,用中试模拟滤柱开展了低温(5~6 ℃)高铁锰氨[Fe(Ⅱ) 9.2~15.1 mg/L,Mn(Ⅱ) 0.6~1.4 mg/L,NH+₄-N 0.9~2.0 mg/L]净化工艺运行试验.结果表明:滤柱在启动初期就表现出对氨氮良好的去除效果,通过沿程分析及成熟滤料和反冲洗泥的吸附试验可知,当进水氨氮质量浓度约为1.1 mg/L时,氨氮主要经滤层上部的铁锰氧化物吸附去除,而经生物作用去除的比例很小.为进一步探究滤柱对氨氮的生物作用和吸附作用,梯度调节进水氨氮质量浓度,随着进水氨氮质量浓度的升高,经生物作用去除的氨氮增加.在此进水铁锰质量浓度条件下,在滤层最上部20 cm范围内通过铁锰氧化物吸附去除的氨氮约为1 mg/L.     

填料对接触氧化滤柱去除地下水中铁锰的研究

研究了以河砂和锰砂为填料时，接触氧化滤柱对铁锰的去除效果以及反冲洗对去除效果的影响．结果表明，在滤速为8、3m／h、进水pH值为6．8、溶解氧为1．7mg／L的条件下，河砂填料和锰砂填料滤柱对铁的去除效果分别需要9d和2d即可稳定，出水铁浓度均在0．3mg／L以下；河砂填料和锰砂填料滤柱对锰的去除效果分别需要48d和16d方可稳定，出水锰浓度均在0．1mg／L以下．反冲洗之后，河砂滤柱对铁和锰的去除能力需要40min和80min才能完全恢复：锰砂滤柱对铁、锰的去除能力需要20min和40min才能完全恢复．扫描电境对滤膜形态分析表明，成熟的除铁锰滤膜表面呈絮状，反冲洗之后滤料表面仍然附着有絮状滤膜，该絮状滤膜是反冲洗后除铁锰效果能够快速恢复的基础．实际工程中可以采取价格便宜的河砂取代锰砂，由此可以节省填料投资的90％．     

生物除铁除锰滤池对砷(Ⅲ)的去除效果

采用人工配制的含有As(Ⅲ)30～200μg/L,Fe2+0.5～1.50mg/L,Mn2+0.6～2.0mg/L的原水,通过已经培养成熟的生物除铁除锰滤柱进行过滤实验,分别考察了3、4、5m/h滤速条件下砷的去除效果.结果表明:在原水中砷质量浓度低于200μg/L的情况下,生物除铁除锰滤池的铁锰去除能力基本不受砷的影响,并且砷的去除效果明显,去除率在95%以上.经过滤柱分层取水实验,发现砷的去除集中在0～660mm的滤层厚度.在反冲洗后,短时期内砷和铁有超标的现象.     

地下水除锰的生物作用试验

目的 研究微生物在锰砂滤层去除地下水中所含的铁、锰过程中所起的作用。为生物法用于地下水除铁除锰的初期启动和生产运行提供依据．方法 试验分为两个阶段，第一阶段。在相同外界条件下，对经过人工接种的滤柱与自然成熟的滤柱进行去除率对比；第二阶段，对成熟滤料进行高温高压灭菌，将灭菌后的滤柱与同期运行的未灭菌滤柱进行去除率试验对比．结果 在运行10dN，两个滤柱的除锰效果出现明显差异，25dN，两个滤柱的除锰效果基本相同．经过灭菌的滤柱重新投入运行，仍然保持原有的除锰能力．结论 滤料的成熟期是一个相对的概念，采用生物接种的手段可以有效地缩短锰砂滤料的成熟期．微生物在除锰过程中起到的是促进作用而非决定性作用，包括物理吸附、化学氧化和催化的非生物因素不容忽视．     

氨氮和天然有机物对滤柱铁锰净化性能的影响

为探究氨氮和天然有机物对滤柱铁锰净化性能和所需滤层厚度的影响,针对受铁锰氨天然有机污染(TFe 4.7～5.4 mg/L,Mn(Ⅱ) 1.1～1.3 mg/L,NH⁺₄-N 1.4～1.8 mg/L,COD_Mn 5.9～7.4 mg/L)的地下水,采用模拟生物滤柱在水温14～17℃的条件下进行各污染物同层净化试验。试验所用滤柱为除铁锰成熟生物滤柱,利用循环接种和自然挂膜的方法历时79 d完成氨氮和天然有机物同层净化工艺的启动。结果表明,氨氮的存在会使得滤柱Mn(Ⅱ)去除区间下移,对滤柱的铁锰去除能力无显著影响。在溶解氧(DO)充足的条件下,Fe(Ⅱ)、Mn(Ⅱ)和氨氮三者可同时被氧化去除。天然有机物的存在可造成滤层铁锰净化能力下降,高效铁锰去除区间显著下移,净化铁锰所需滤层厚度增加,对氨氮的去除有一定的促进作用。适当的反冲洗不会对成熟滤层的净化性能造成影响。     

填料对接触氧化滤柱去除地下水中铁锰的研究

研究了以河砂和锰砂为填料时，接触氧化滤柱对铁锰的去除效果以及反冲洗对去除效果的影响. 结果表明，在滤速为8.3m/h、进水pH值为6.8、溶解氧为1.7mg/L的条件下，河砂填料和锰砂填料滤柱对铁的去除效果分别需要9d和2d即可稳定，出水铁浓度均在0.3mg/L以下；河砂填料和锰砂填料滤柱对锰的去除效果分别需要48d和16d方可稳定，出水锰浓度均在0.1mg/L以下. 反冲洗之后，河砂滤柱对铁和锰的去除能力需要40min和80min才能完全恢复；锰砂滤柱对铁、锰的去除能力需要20min和40min才能完全恢复. 扫描电境对滤膜形态分析表明，成熟的除铁锰滤膜表面呈絮状，反冲洗之后滤料表面仍然附着有絮状滤膜，该絮状滤膜是反冲洗后除铁锰效果能够快速恢复的基础. 实际工程中可以采取价格便宜的河砂取代锰砂，由此可以节省填料投资的90%.     

低温高铁锰氨氮地下水两级生物净化工艺

针对"一级曝气+一级过滤"生物净化工艺处理低温(5~7.8℃)、高氨氮(ρ(NH_3-N)3.0 mg/L)、高铁锰(ρ(总Fe)12 mg/L,ρ(Fe~(2+))8.0 mg/L,ρ(Mn~(2+))3.0 mg/L)地下水出水锰和氨氮超标问题,开展两级曝气+两级过滤"净化工艺启动和铁锰氨氧化活性去除区位研究.两级生物净化工艺经133 d驯化培养启动成功,锰是影响启动周期长短的主要因素.启动成功后,氨氮去除负荷可达29.66 g/(m~2·h),锰去除负荷可达27.08 g/(m~2·h),产水量是单级净化工艺的2倍.铁锰氨氧化活性去除区位表明,铁在一级滤柱0~50 cm滤层内去除至痕量;55.23%的氨氮在一级滤柱中去除,主要集中在滤层0~135 cm段,44.10%的氨氮在二级滤柱中去除,主要集中在滤层0~50 cm段.锰和氨氮在氧化去除过程中存在显著分级,ρ(NH_3-N)2.25 mg/L时,会显著抑制锰氧化菌(MnOB)活性.锰在各级滤柱中的去除率和去除区位受进水氨氮质量浓度及滤速影响较大,滤柱启动成功后,仅有5.53%的锰在一级滤柱中去除,89.34%的锰在二级滤柱中去除.     

高铁锰氨氮地下水生物净化滤池的快速启动

为了缩短生物除锰工艺处理高铁高锰高氨氮地下水的启动时间,采用变动回流比、固定回流比、不回流3种启动方式,分别启动3根相同的生物除锰滤柱,考察出水回流对启动时间的影响.实验结果表明,采用3种启动方式3根滤柱出水中的总铁、锰、氨氮分别在51、61、82 d降到了0.3、0.05、0.2 mg/L以下,由此证明回流是加速生物除锰工艺快速启动的有效方式.进一步分析发现,铁主要在滤层的0～0.4 m处去除,锰的去除最初是锰砂吸附,当氨氮降到一定程度后,生物除锰效果迅速提高.回流能够有效缩短高铁锰氨氮地下水的启动时间.     

生物除锰滤层快速启动中营养投加的效果分析

生物除锰法能够高效地处理地下水中的Mn2＋,通过在实验室进行除锰生物滤层的快速启动试验,研究分析了生物滤层在接种除锰细菌过程中营养物质的投加对滤层成熟的影响.研究发现,在接种除锰细菌后规律地对滤层进行营养的循环浸泡,并控制DO、pH、温度等条件,会比单纯接种细菌的滤层在成熟前期多出21％的去除率,滤层达到成熟所用时间也相应缩短.Fe2＋对生物除锰效果有重要作用,在滤料成熟过程中如果进水不含亚铁离子,除锰细菌将无法有效去除二价锰离子,滤料无法成熟.     

16Mn在西藏羊八井地热水中的腐蚀研究

通过现场挂片试验,对西藏羊八井地热电厂设备现用材料16Mn的腐蚀情况进行研究,结果表明:在地热水中,16Mn的腐蚀速度非常大,约510~530mpy,其腐蚀类型主要为点蚀。     

锌锰合金异常共沉积的热力学条件研究

通过分电流曲线发现了锌锰异常共沉积,从合金电沉积电极和溶液界面各因素的变化对合金电沉积的影响出发,通过考察电极表面、溶液双电层OHP面上状态的变化,放电离子和非放电离子在OHP面上的相互影响及电极费米能量和溶液标准氧化还原电势的关系,推导出产生金属欠电势沉积和异常共沉积的热力学条件,并解释了锌锰异常共沉积.     

Fe_3Al－Mn合金的电化学腐蚀特性

为考察Ｍｎ对Ｆｅ３Ａｌ金属间化合物耐蚀性能的影响，测定了四种成分的合金在三种介质中的电化学腐蚀特性，并对其微观机理进行了初步分析．结果表明，Ｍｎ的加入对Ｆｅ３Ａｌ基合金在三种介质中的腐蚀类型无显著影响；试验合金在３．５％ＮａＣｌ溶液中以点蚀为主要特征，伴有缝隙腐蚀；在１Ｎ的ＮａＯＨ和０．５Ｎ的Ｈ２ＳＯ４溶液中以均匀腐蚀为主，在０．５Ｎ的Ｈ２ＳＯ４中还伴有点蚀；当Ｍｎ的加入量适当（不致引入新相）时，可使试验合金在３．５％ＮａＣｌ和０．５Ｎ的Ｈ２ＳＯ４溶液中的腐蚀速度显著降低     

ZnS:Mn量子点荧光法测定铜离子

以巯基乙酸为稳定剂在水介质中直接合成了具有独特光谱性质的掺杂型硫化锌量子点(ZnS:Mn),利用硼氢化钠将牛血清白蛋白(BSA)的二硫键还原,将其修饰于量子点表面制得ZnS:Mn-dBSA量子点,以提高量子点的发光效率和稳定性。在优化实验条件下,Cu2+的加入使ZnS:Mn-dBSA体系的荧光产生强烈猝灭作用,据此建立了测定Cu2+的新方法,其线性范围为4.0×10-6~7.4×10-5mol.L-1,方法检测下限为2.87×10-7mol.L-1,应用于自来水中Cu2+的测定,回收率为93%~107%。     

锰的微分电位溶出分析法研究及应用

利用同位镀汞膜代替预镀贡膜 ,通过标准实验研究了微分电位溶出分析方法测定微量锰的实验条件。结果表示该方法测定锰重现性好 ,灵敏度高 ,相性相关系数为 0 .9996,标准回收率为98%～ 10 4 % ,对具体的空气样品和水样实际分析 ,结果满意     

空气氧化除Fe~(2+)理论与生物除Fe~(2+)除Mn~(2+)工艺技术研究(Ⅰ)

水质工程界认为MnO_2或Mn_3O_4是Mn~(2+)接触氧化的催化剂,但国内外除Fe~(2+)除Mn~(2+)水厂的出厂水中Mn~(2+)含量却一直达不到水质标准。通过滤柱模型试验和水厂的生产试验证实了曝气-过滤的除Mn~(2+)过程是生物的催化氧化作用的结果。随着除Mn~(2+)滤层中以除Mn~(2+)菌为核心的生物群系的增殖,Mn~(2+)的去除效率不断增强。在成熟滤层中每毫升湿砂上存在着不少于n×10~5～n×10~6个具有除Mn~(2+)能力的细菌。成熟砂和未成熟砂经高压灭菌后,仍然具有除Mn~(2+)能力,但经含Mn~(2+)溶液浸泡60h后,就丧失了除Mn~(2+)能力,灭菌后短暂的除Mn~(2+)能力是滤砂表面吸附容量再生了的结果。以此确立了生物固Mn~(2+)除Mn~(2+)机理。     

间接电化学氧化法合成几种烷氧基苯甲醛

报道了以Mn^3 /Mn^2 为氧化毁介,间接电化学氧化甲苯基烷基醚合成烷氧基苯甲醛,研究结果表明化学结构的烷氧基苯甲醛氧化产率大于90％。     

LiAl0.05Mn1.95O4正极材料锂离子嵌脱动力学研究

采用超声辅助溶胶凝胶法成功制备了LiAl0.05Mn1.95O4正极材料,并利用循环伏安和电化学阻抗谱研究了不同合成方法对LiAl0.05Mn1.95O4正极材料锂离子嵌脱动力学的影响.结果表明:超声辅助溶胶凝胶法制备的尖晶石材料具有更好的可逆性和最小的电荷转移电阻;LiMn2O4(sol-gel)、LiAl0.05Mn1.95O4(sol-gel)和LiAl0.05Mn1.95O4(UASG)的交换电流密度分别为2.57×10-2、4.16×10-2、5.08×10-2mA.cm-2,固相锂离子扩散系数分别为3.27×10-10、4.94×10-10、6.91×10-10cm2.s-1,表明超声辅助溶胶凝胶法制备的样品具有较好的锂离子嵌脱动力学.     

微量Mn对纯铜组织及力学性能的影响

通过力学性能检测及金相组织观察,研究微量Mn的添加对纯铜组织及力学性能的影响。结果表明：在纯铜中添加微量Mn可以提高纯铜的强度,随着Mn加入量的增加制冷铜管的强度随之变高。并且发现,Mn在纯铜中分布不均,导致Cu-Mn合金再结晶不完全.     

固溶处理温度对0Cr12Mn5Ni4Mo3Al钢的相和组织的影响

通过对0Cr12Mn5Ni4Mo3Al钢进行1000℃、1050℃及1100℃的固溶处理试验,探讨了固溶处理温度对0Cr12Mn5Ni4Mo3Al钢的相和组织的影响规律,确定了制备某型飞机上的高压无扩口导管钢材的最佳固溶处理温度.