CN113354091B - 一种基于分子印迹材料的生态浮床及其靶向降解污染水体中新兴污染物的应用 - Google Patents
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Abstract
本发明公开了一种基于分子印迹材料的生态浮床及其靶向降解污染水体中新兴污染物的应用。本发明的基于分子印迹材料的生态浮床的组成结构包括浮板、若干底端穿过浮板上的孔洞并固定在孔洞内的镂空定植篮、设置在镂空定植篮内的栽培基质、栽植在栽培基质中的挺水植物和若干一端与镂空定植篮底部连接的生物绳;所述栽培基质的组成包括陶粒、活性污泥和分子印迹材料;所述分子印迹材料由Cu‑Mn‑Fe三金属有机骨架材料经过热解和表面分子印迹得到。本发明的基于分子印迹材料的生态浮床不仅可以去除污染水体中的常规污染物,而且还可以靶向降解污染水体中的ECs,具有很高的催化性能和水稳定性,在河道治理方面具有很好的应用前景。
Description
技术领域
本发明涉及污水处理技术领域,具体涉及一种基于分子印迹材料的生态浮床及其靶向降解污染水体中新兴污染物的应用。
背景技术
近年来,世界经济高速发展,而污水处理系统的建设却并未跟上城市化进程的脚步,造成大量污染物排放入河,水体的化学需氧量、氮、磷等污染物超标,河流水体污染严重,导致河流水体丧失了自净、饮用、灌溉、景观等功能,破坏了生态平衡,引发了卫生问题,还会危害人体健康,已经成为亟待解决的环境问题。
目前,水体的治理方法主要包括物理法、化学法和生物法。物理法具有一定的适用范围,但成本较高,且不能彻底达到净化要求。化学法能够在一段时间内较大程度改善水质,但需要投入大量资金,且治标不治本,易造成二次污染,一般是作为应对突发性水污染事件的应急措施。生物法具有稳定有效、安全持久、工程造价较低、运行成本低、可与绿化环境及景观改善有机结合等特点,可以从根本上恢复河流水体的自净能力和生态功能。
生态浮床,又称人工浮床、生态浮岛等,是一种利用生态工程学原理降解水中的COD、氮和磷的生物治理技术,具有成本低、能耗低、易管理、利于资源化、利于改善整体水生态环境等优点,越来越受关注。然而,传统的生态浮床存在以下缺陷:1)去除常规污染物(例如:COD、NH3-N、TN、TP等)的能力有限;2)缺乏对去除新兴污染物ECs(一类能够长时间保留在环境介质中,具有生物累积性,会对人类健康以及生态环境造成不良影响的有机污染物)的研究。除了常规污染物,河流水体中新兴污染物的深度去除也是河流水体治理迫切需要解决的关键问题。因此,开发一种既能去除传统污染物,又能有效去除新兴污染物的强化型生态浮床具有十分重要的意义。
基质是生态浮床的重要组成部分,一般选用比表面积大、具有吸附性能的材料,例如:活性炭、陶粒等。金属有机骨架材料(MOFs)是一类由金属节点和有机配体通过配位自组装形成的具有规则孔道或者空穴结构的晶态多孔材料,其可以作为生态浮床基质。MOFs可以吸附以及通过活化过硫酸盐产生硫酸根自由基来有效降解ECs,但MOFs活化过硫酸盐降解ECs存在以下缺陷:1)MOFs降解水体中ECs的效率有限,还需要进一步提升;2)自由基在氧化降解ECs的同时,也会对MOFs的结构造成一定的影响,同时水分子也会影响MOFs的结构稳定性;3)自由基无选择性,且传质距离偏长,其利用率较低。
发明内容
本发明的目的之一在于提供一种基于分子印迹材料的生态浮床。
本发明的目的之二在于提供上述基于分子印迹材料的生态浮床靶向降解污染水体中新兴污染物的应用。
本发明所采取的技术方案是:
一种基于分子印迹材料的生态浮床,其组成结构包括浮板、若干底端穿过浮板上的孔洞并固定在孔洞内的镂空定植篮、设置在镂空定植篮内的栽培基质、栽植在栽培基质中的挺水植物和若干一端与镂空定植篮底部连接的生物绳(比表面积大,便于微生物的富集);所述栽培基质的组成包括陶粒、活性污泥和分子印迹材料;所述分子印迹材料由Cu-Mn-Fe三金属有机骨架材料经过热解和表面分子印迹得到。
优选的,所述浮板由泡沫塑料制成。
优选的,所述浮板的大小规格为(10cm~38cm)×(10cm~56cm)。
优选的,所述浮板上设置有1个~20个镂空定植篮。
优选的,所述镂空定植篮中栽植有1柱~2株挺水植物。
优选的,所述镂空定植篮为镂空塑料盆。
优选的,所述镂空定植篮的内壁和底部还设置有防漏网(阻止陶粒、活性污泥和分子印迹材料泄露,却又不会影响污染水体透过)。
优选的,所述陶粒的粒径为5mm~10mm,孔隙率≥40%。
优选的,所述陶粒呈球形。
优选的,所述分子印迹材料通过以下方法制备得到:
1)将铁盐或/和亚铁盐、铜盐、二价锰盐和二氨基对苯二甲酸分散在溶剂中,再加入甲醇和氢氟酸,进行配位反应,得到Cu-Mn-Fe三金属有机骨架材料;
2)将Cu-Mn-Fe三金属有机骨架材料置于保护气氛中,进行热解,再对热解产物进行酸洗,得到热解产物;
3)将热解产物、ECs、丙烯酸、二乙烯基苯和引发剂分散在溶剂中,进行聚合反应,再对聚合产物进行醇洗,即得分子印迹材料。
进一步优选的,所述分子印迹材料通过以下方法制备得到:
1)将铁盐或/和亚铁盐、铜盐、二价锰盐和二氨基对苯二甲酸分散在溶剂中,再加入甲醇和氢氟酸,进行配位反应,离心,用甲醇洗涤离心得到的固体多次,再进行干燥,得到Cu-Mn-Fe三金属有机骨架材料;
2)将Cu-Mn-Fe三金属有机骨架材料置于保护气氛中,进行热解,再对热解产物进行酸洗,得到热解产物;
3)将热解产物、ECs、丙烯酸、二乙烯基苯和引发剂分散在溶剂中,除去体系中的氧气,进行聚合反应,离心,用乙醇洗涤离心得到的固体多次,再进行干燥,即得分子印迹材料。
优选的,步骤1)所述铁盐为硫酸铁、氯化铁中的至少一种。
优选的,步骤1)所述亚铁盐为亚硫酸铁、氯化亚铁中的至少一种。
优选的,步骤1)所述铜盐为硫酸铜、氯化铜中的至少一种。
优选的,步骤1)所述二价锰盐为硫酸锰、氯化锰中的至少一种。
优选的,步骤1)所述溶剂为N,N-二甲基酰胺。
优选的,步骤1)所述铁盐或/和亚铁盐中的铁离子或/和亚铁离子、铜盐中的铜离子和二价锰盐中的锰离子的总量与二氨基对苯二甲酸的摩尔比为5:7~7:5。
优选的,步骤1)所述铁盐或/和亚铁盐中的铁离子或/和亚铁离子、铜盐中的铜离子、二价锰盐中的锰离子的摩尔比为2~4:2:1。
优选的,步骤1)所述配位反应在140℃~160℃下进行,反应时间为12h~16h。
优选的,步骤1)所述干燥在50℃~70℃下进行,干燥时间为10h~15h。
优选的,步骤2)所述保护气氛为氮气气氛。
优选的,步骤2)所述热解在500℃~700℃下进行,热解时间为1h~3h。
优选的,步骤2)所述热解的具体操作为:以3℃/min~7℃/min的速率升温至500℃~700℃,热解1h~3h,再以3℃/min~7℃/min的速率降温至室温。
优选的,步骤3)所述ECs为磺胺甲恶唑、环丙沙星、四溴双酚A中的至少一种。
优选的,步骤3)所述热解产物、丙烯酸、二乙烯基苯的质量比为1:3~5:2~8。
优选的,步骤3)所述聚合反应在60℃~70℃下进行,反应时间为10h~14h。
优选的,步骤3)所述干燥在70℃~90℃下进行,干燥时间为10h~15h。
优选的,所述挺水植物为旱伞草、香根草、菖蒲、纸莎草、梭鱼草、美人蕉中的至少一种。
一种靶向降解污染水体中新兴污染物的方法,包括以下步骤:将上述基于分子印迹材料的生态浮床投放到污染水体中,再向污染水体中投加过硫酸盐。
优选的,所述基于分子印迹材料的生态浮床中陶粒的投加量为1L污染水体对应投加3g~5g的陶粒。
优选的,所述基于分子印迹材料的生态浮床中活性污泥的投加量为1L污染水体对应投加15g~55g的活性污泥。
优选的,所述基于分子印迹材料的生态浮床中分子印迹材料的投加量为1L污染水体对应投加1g~2g的分子印迹材料。
优选的,所述过硫酸盐、基于分子印迹材料的生态浮床中的分子印迹材料的摩尔比为400:1~800:1。
优选的,所述过硫酸盐为过硫酸钠(Na2S2O8)。
本发明的有益效果是:本发明的基于分子印迹材料的生态浮床不仅可以去除污染水体中的COD、NH3-N、TN和TP等常规污染物,而且还可以靶向降解污染水体中的磺胺甲恶唑、环丙沙星、四溴双酚A等ECs,具有很高的催化性能和水稳定性,在河道治理方面具有很好的应用前景。
具体来说:本发明的基于分子印迹材料的生态浮床可以实现4h后新兴污染物磺胺甲恶唑(SMZ)去除率达85%以上,2天~4天污染水体色度、臭阈值明显降低,12天~20天水体透明无明显气味,20天后COD去除率达86%以上、NH3-N去除率达98%以上、TN去除率达94%以上、TP去除率达97%以上,水质从原来的劣Ⅴ类黑臭水达到地表水Ⅲ类标准。
附图说明
图1为实施例1的基于分子印迹材料的生态浮床的结构示意图。
图2为实施例1中的NH2-MIL(Fe,Cu,Mn)的SEM图。
图3为实施例1中的C-Fe-Nx的SEM图。
图4为实施例1中的MIP@C-Fe-Nxs的SEM图。
图5为实施例1中的MIP@C-Fe-Nxs的XRD图。
附图标识说明:10、浮板;20、镂空定植篮;30、栽培基质;40、挺水植物;50、生物绳。
具体实施方式
下面结合具体实施例对本发明作进一步的解释和说明。
实施例1:
一种基于分子印迹材料的生态浮床(结构示意图如图1所示),其组成结构包括浮板10、若干底端穿过浮板10上的孔洞并固定在孔洞内的镂空定植篮20、设置在镂空定植篮20内的栽培基质30、栽植在栽培基质30中的挺水植物40和若干一端与镂空定植篮20底部连接的生物绳50;所述栽培基质30的组成包括陶粒、活性污泥和分子印迹材料;所述挺水植物40为旱伞草。
上述基于分子印迹材料的生态浮床的制备方法包括以下步骤:
1)分子印迹材料的制备:
a)将1.67mmol的FeCl2·4H2O、1.67mmol的CuSO4·5H2O和1.67mmol的MnCl2·4H2O和5mmol的二氨基对苯二甲酸分散在40mL的N,N-二甲基酰胺(DMF)中,再加入2mL的甲醇和1mL的氢氟酸,混合均匀后转入容积100mL的聚四氟乙烯内衬的反应釜中,加热至150℃反应12h,再将反应混合物转移至离心管,离心10min,离心机转速为10000rpm,用甲醇洗涤离心得到的固体3次,将固体加入真空干燥箱中,60℃干燥12h,得到Cu-Mn-Fe三金属有机骨架材料(记为NH2-MIL(Fe,Cu,Mn));
b)将Cu-Mn-Fe三金属有机骨架材料置于氮气气氛中,以5℃/min的速率升温至650℃,热解2h,再以5℃/min的速率降温至室温,再用浓度1mmol/L的硫酸进行洗涤,得到热解产物(记为C-Fe-Nx);
c)将0.2g的热解产物、0.22mL的磺胺甲恶唑(SMZ)、0.22mL的丙烯酸和0.28mL的二乙烯基苯加入40mL的乙腈中,超声分散10min,再充氮气15min置换出反应装置内的氧气,再加入0.05g的偶氮二异丁腈,超声分散10min,再置于65℃水浴中反应12h,再将反应混合物转移至离心管,离心10min,离心机转速为12000rpm,再用乙醇洗涤离心得到的固体3次,再将固体加入真空干燥箱中,80℃干燥12h,即得分子印迹材料(记为MIP@C-Fe-Nxs)。
NH2-MIL(Fe,Cu,Mn)的扫描电镜(SEM)图如图2所示,C-Fe-Nx的SEM图如图3所示,MIP@C-Fe-Nxs的SEM图如图4所示,MIP@C-Fe-Nxs的单晶X射衍射线(XRD)图如图5所示。
由图2可知:NH2-MIL(Fe,Cu,Mn)呈现纺锤体形状,与文献报道的铁基MOFs的表面形貌一致。
由图3可知:NH2-MIL(Fe,Cu,Mn)热解成C-Fe-Nx后形貌发生了一定程度的改变,纺锤体变细,表面出现裂痕和不同程度的损伤。
由图4可知:C-Fe-Nx经过表面分子印迹转变成MIP@C-Fe-Nxs后虽然也是纺锤体结构,但表面存在一层饼状颗粒,且表面变得粗糙。
由图5可知:MIP@C-Fe-Nxs由金属氧化物、碳、氮和印迹层组成。
2)基于分子印迹材料的生态浮床的构建:
将浮板(由泡沫塑料制成,大小规格为10cm×10cm)、1个镂空定植篮(镂空塑料盆)和1根生物绳连接固定,再将陶粒(球形,粒径为5mm~10mm,孔隙率≥40%)、活性污泥和上述分子印迹材料MIP@C-Fe-Nxs混合加入镂空定植篮作为栽培基质,再在镂空定植篮中栽植1株旱伞草,即得基于分子印迹材料的生态浮床。
不同挺水植物对河水中COD、NH3-N、TN和TP去除效果的影响:
将0.5L的河水(取自广州市番禺区大山东涌)加入1L塑料水桶,投加过硫酸钠,过硫酸钠、分子印迹材料的摩尔比为600:1,再放入上述基于分子印迹材料的生态浮床,陶粒的投加量为1L河水对应投加5g的陶粒,活性污泥的投加量为1L河水对应投加20g的活性污泥(取自广州市沥滘污水处理厂),分子印迹材料的投加量为1L河水对应投加1.6g的分子印迹材料,保证浮床与河水充分接触,处理前河水的COD、NH3-N、TN和TP含量分别为122mg/L、10mg/L、16mg/L和0.6mg/L,运行周期为20天,分别在第2天、4天、8天、12天和20天时取水样,在24h内完成水质指标测定,水质指标测定结果如下表所示:
表1 水质指标测定结果
时间(d) | COD去除率(%) | NH<sub>3</sub>-N去除率(%) | TN去除率(%) | TP去除率(%) |
0 | 0.00 | 0.00 | 0.00 | 0.00 |
2 | 40.16 | 55.56 | 31.61 | 64.80 |
4 | 53.28 | 70.88 | 47.92 | 73.83 |
8 | 65.57 | 82.38 | 46.39 | 82.85 |
12 | 74.59 | 88.12 | 60.67 | 88.87 |
16 | 82.79 | 94.06 | 83.61 | 93.93 |
20 | 86.07 | 98.02 | 94.57 | 97.43 |
由表1可知:生态浮床运行20天后对COD、NH3-N、TN和TP的去除率分别为86.07%、98.02%、94.57%和97.43%,COD、NH3-N、TN和TP的含量分别为17mg/L、0.20mg/L、0.87mg/L和0.015mg/L,COD从原来的劣Ⅴ类达到地表水Ⅲ类标准,NH3-N从原来的劣Ⅴ类达到地表水Ⅱ类标准,TN从原来的劣Ⅴ类达到地表水Ⅲ类标准,TP从原来的劣Ⅴ类达到地表水Ⅰ类标准,水质整体上从原来的劣Ⅴ类且黑臭水达到地表水Ⅲ类标准,可见,本发明的基于分子印迹材料的生态浮床的实际效果十分优异。
实施例2:
不同挺水植物对河水中SMZ去除效果的影响:
分别采用挺水植物旱伞草、香根草、纸莎草和菖蒲来制备基于分子印迹材料的生态浮床,制备方法和实施例1完全一样,再选取河水(取自广州市番禺区大山东涌)来测试不同挺水植物对河水中SMZ的去除效果,河水中按照过硫酸钠、分子印迹材料的摩尔比600:1投加过硫酸钠,由于河水中SMZ含量仅有224ng/L,含量极低,为了方便检测,向河水中投加0.5mg/L的SMZ,使SMZ的含量变为1.000224mg/L,生态浮床的运行周期为4h,分别在第0.5h、1h、1.5h、2h、3h和4h时取水样进行测试,采用不同挺水植物时河道河水中SMZ的去除率如下表所示:
表2 采用不同挺水植物时河道河水中SMZ的去除率
由表2可知:采用挺水植物旱伞草、香根草、纸莎草和菖蒲制备的生态浮床运行4h后,SMZ的去除率分别为85.96%、83.04%、81.83%和80.21%,可见旱伞草对SMZ的去除效果最好。
实施例3:
不同材料对河水中SMZ去除效果的影响:
参照实施例1的操作分别用MIL(Fe)、NH2-MIL(Fe)、NH2-MIL(Fe,Cu)、实施例1中的NH2-MIL(Fe,Cu,Mn)、实施例1中的C-Fe-Nx和实施例1中的MIP@C-Fe-NXs制备生态浮床(并设置1个空白对照,不添加上述任何一种材料),再参照实施例2的测试方法测试采用不同材料时河水中SMZ的去除率,测试结果如下表所示:
表3 采用不同材料时河水中SMZ的去除率
注:
MIL(Fe)的制备:将5mmol的FeCl2·4H2O和5mmol的对苯二甲酸分散在40mL的N,N-二甲基酰胺(DMF)中,再加入2mL的甲醇和1mL氢氟酸,混合均匀,再将混合溶液转入容积100mL的聚四氟乙烯内衬的反应釜中,加热到150℃反应12h,再将反应混合物转移至离心管,离心10min,离心机转速为10000rpm,再用甲醇洗涤离心得到的固体3次,再将固体放入真空干燥箱,60℃干燥12h,得到金属有机骨架材料MIL(Fe)。
NH2-MIL(Fe)的制备:将5mmol的FeCl2·4H2O和5mmol的二氨基对苯二甲酸分散在40mL的N,N-二甲基酰胺(DMF)中,再加入2mL的甲醇和1mL氢氟酸,混合均匀,再将混合溶液转入容积100mL的聚四氟乙烯内衬的反应釜中,加热到150℃反应12h,再将反应混合物转移至离心管,离心10min,离心机转速为10000rpm,再用甲醇洗涤离心得到的固体3次,再将固体放入真空干燥箱,60℃干燥12h,得到金属有机骨架材料NH2-MIL(Fe)。
NH2-MIL(Fe,Cu)的制备:将4mmol的FeCl2·4H2O、1mmol的CuSO4·5H2O和5mmol的二氨基对苯二甲酸分散在40mL的N,N-二甲基酰胺(DMF)中,再加入2mL的甲醇和1mL氢氟酸,混合均匀,再将混合溶液转入容积100mL的聚四氟乙烯内衬的反应釜中,加热到150℃反应12h,再将反应混合物转移至离心管,离心10min,离心机转速为10000rpm,再用甲醇洗涤离心得到的固体3次,再将固体放入真空干燥箱,60℃干燥12h,得到金属有机骨架材料NH2-MIL(Fe,Cu)。
由表3可知:采用MIL(Fe)、NH2-MIL(Fe)、NH2-MIL(Fe,Cu)、实施例1中的NH2-MIL(Fe,Cu,Mn)、实施例1中的C-Fe-Nx和实施例1中的MIP@C-Fe-NXs制备的生态浮床运行4h后,SMZ的去除率分别为31.49%、32.87%、36.98%、42.98%、55.04%和85.96%,而作为空白对照的生态浮床对SMZ几乎没有去除效果,可见,通过添加氨基、掺杂金属、碳化、分子印迹等手段均可以有效提高材料性能,进而提高生态浮床对SMZ的去除效果,尤其是分子印迹,印迹后比印迹前SMZ去除率提高了30.92%。
实施例4:
不同Na2S2O8和MIP@C-Fe-NXs摩尔比对河水中SMZ去除效果的影响:
参照实施例2的测试方法,选用实施例1的基于分子印迹材料的生态浮床测试Na2S2O8和MIP@C-Fe-NXs摩尔比为400:1、500:1、600:1、700:1和800:1时河水中SMZ的去除率,测试结果如下表所示:
表4 采用不同Na2S2O8和MIP@C-Fe-NXs摩尔比时河道河水中SMZ的去除率
由表4可知:随着Na2S2O8和MIP@C-Fe-NXs摩尔比增大,SMZ的去除率呈现先上升趋势,当比值从400:1增加至600:1时,反应4h后SMZ的去除率由67.98%提高到85.96%,而当比值从600:1增加至800:1时,虽然SMZ的去除率进一步提高,但提高的程度并不大,所以,从反应效率和成本方面考虑,Na2S2O8和MIP@C-Fe-NXs摩尔比600:1是最佳选择。
实施例5:
不同MIP@C-Fe-Nx投加量对河水中SMZ去除效果的影响:
参照实施例2的测试方法,选用实施例1的基于分子印迹材料的生态浮床测试不同MIP@C-Fe-Nx投加量(1.2g/L、1.4g/L、1.6g/L、1.8g/L和2.0g/L)时河水中SMZ的去除率,测试结果如下表所示:
表5 不同MIP@C-Fe-Nx投加量时河水中SMZ的去除率
由图5可知:随着MIP@C-Fe-Nx投加量的增大,SMZ的去除率呈现先上升趋势,当投加量从1.2g/L增加至1.6g/L时,反应4h后SMZ的去除率由65.98%提高到85.96%,当投加量从1.6g/L增加至2.0g/L时,虽然SMZ的去除率进一步提高,但是提高的程度并不大,所以,从反应效率和成本方面考虑,MIP@C-Fe-Nx的投加量1.6g/L是最佳选择。
上述实施例为本发明较佳的实施方式,但本发明的实施方式并不受上述实施例的限制,其他的任何未背离本发明的精神实质与原理下所作的改变、修饰、替代、组合、简化,均应为等效的置换方式,都包含在本发明的保护范围之内。
Claims (9)
1.一种基于分子印迹材料的生态浮床,其特征在于,其组成结构包括浮板、若干底端穿过浮板上的孔洞并固定在孔洞内的镂空定植篮、设置在镂空定植篮内的栽培基质、栽植在栽培基质中的挺水植物和若干一端与镂空定植篮底部连接的生物绳;所述栽培基质的组成包括陶粒、活性污泥和分子印迹材料;所述分子印迹材料由Cu-Mn-Fe三金属有机骨架材料经过热解和表面分子印迹得到。
2.根据权利要求1所述的基于分子印迹材料的生态浮床,其特征在于:所述浮板由泡沫塑料制成。
3.根据权利要求1或2所述的基于分子印迹材料的生态浮床,其特征在于:所述陶粒的粒径为5mm~10mm,孔隙率≥40%。
4.根据权利要求1或2所述的基于分子印迹材料的生态浮床,其特征在于:所述分子印迹材料通过以下方法制备得到:
1)将铁盐或/和亚铁盐、铜盐、二价锰盐和二氨基对苯二甲酸分散在溶剂中,再加入甲醇和氢氟酸,进行配位反应,得到Cu-Mn-Fe三金属有机骨架材料;
2)将Cu-Mn-Fe三金属有机骨架材料置于保护气氛中,进行热解,再对热解产物进行酸洗,得到热解产物;
3)将热解产物、ECs、丙烯酸、二乙烯基苯和引发剂分散在溶剂中,进行聚合反应,再对聚合产物进行醇洗,即得分子印迹材料;
步骤3)所述ECs为磺胺甲恶唑、环丙沙星、四溴双酚A中的至少一种。
5.根据权利要求4所述的基于分子印迹材料的生态浮床,其特征在于:步骤1)所述配位反应在140℃~160℃下进行,反应时间为12h~16h;步骤2)所述热解在500℃~700℃下进行,热解时间为1h~3h;步骤3)所述聚合反应在60℃~70℃下进行,反应时间为10h~14h。
6.根据权利要求4所述的基于分子印迹材料的生态浮床,其特征在于:步骤1)所述铁盐或/和亚铁盐中的铁离子或/和亚铁离子、铜盐中的铜离子和二价锰盐中的锰离子的总量与二氨基对苯二甲酸的摩尔比为5:7~7:5;步骤1)所述铁盐或/和亚铁盐中的铁离子或/和亚铁离子、铜盐中的铜离子、二价锰盐中的锰离子的摩尔比为2~4:2:1;步骤3)所述热解产物、丙烯酸、二乙烯基苯的质量比为1:3~5:2~8。
7.根据权利要求1或2所述的基于分子印迹材料的生态浮床,其特征在于:所述挺水植物为旱伞草、香根草、菖蒲、纸莎草、梭鱼草、美人蕉中的至少一种。
8.权利要求1~7中任意一项所述的基于分子印迹材料的生态浮床靶向降解污染水体中新兴污染物的应用。
9.根据权利要求8所述的应用,其特征在于:所述基于分子印迹材料的生态浮床中陶粒的投加量为1L污染水体对应投加3g~5g的陶粒;所述基于分子印迹材料的生态浮床中活性污泥的投加量为1L污染水体对应投加15g~55g的活性污泥;所述基于分子印迹材料的生态浮床中分子印迹材料的投加量为1L污染水体对应投加1g~2g的分子印迹材料。
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