一、强化混凝工艺及对去除有机污染物的影响（论文文献综述）
刘鹏宇[1]（2021）在《饮用水源水中典型POPs有机氯农药的强化去除效能研究》文中研究说明二十世纪以来,人类大量使用和排放持久性有机污染物（Persistent Organic Pollutants,POPs）,由于POPs具有高毒性、难在环境中降解、易远距离传输且通过食物链在人体和动物中积累、放大、具有“三致”效应等特点,导致全球环境出现了严重的POPs污染问题。其污染已遍及全球各类水体,作为生活饮用水水源的地表水也深受污染。饮用水水源的污染势必影响饮用自来水的水质安全。面对我国开展履行斯德哥尔摩公约和实施生活饮用水强制性国家标准的技术挑战,研究饮用水生产工艺中对POPs的控制技术势在必行。本文研究以饮用水常规生产流程中的混凝、过滤工艺为基础,在不改变现有生产流程的前提下,通过对强化混凝、深床过滤以及微絮凝直接过滤工艺的强化效能研究,采用“组成分类,选择典型,探讨构效关系,逐步推广”的原则,逐步形成饮用水源水中POPs污染控制的技术理论,对保障饮水水质安全具有重要的作用和意义。采用聚合氯化铝（PAC）、聚合硫酸铁（PFS）、聚二甲基二烯丙基氯化铵（PDMDAAC）絮凝剂对水中典型POPs—有机氯农药（OCPs）进行强化混凝处理,并运用响应曲面法（RSM）优化分析了影响OCPs去除率的强化混凝条件,如pH值、原水浊度、混凝剂投加量和OCPs的初始浓度诸因素。结果表明,各影响因素交互作用显着。以PAC、PFS为絮凝剂各因素综合作用的最佳混凝条件组合均为pH值5.0、原水浊度150 NTU、投药量12 mg/L、初始浓度200 ng/L。以PDMDAAC为絮凝剂的最佳混凝条件组合是:pH值7.5、原水浊度300 NTU、投药量0.1mg/L、初始浓度300 ng/L。经模型验证实验得到最佳条件下,PAC对OCPs的去除率可以达到49.5%～80.4%,PFS对OCPs的去除率可以达到66.72%～82.32%,PDMDAAC对OCPs的去除率可以达到68.8%～82.7%,实测值与模型预测值相近,表明该模型预测准确有效。分别以PAC、PFS与PDMDAAC为原料制备两种复合絮凝剂,研究了两种复合絮凝剂对水体浊度及OCPs的去除效果。通过考察絮凝剂投药量、无机-有机组分复合比例、原水浊度、慢速搅拌时间和pH值等因素对浊度和OCPs去除效果的影响,结合絮体分形维数和Zeta电位对去除效果进行验证。结果表明,复合比例对处理水体中的OCPs以及浊度效果影响较大,PAC、PFS与PDMDAAC复合比例为5:1,投药量均为1mL/L,慢速搅拌时间为15min时,OCPs和浊度去除率达到最佳;随着初始浊度的升高,水体中OCPs的去除率也随之增加,表明两种复合絮凝剂均适用于水中OCPs和浊度的去除;复合絮凝剂与其他絮凝剂相比,其最佳pH值范围较广,在pH值为4～9范围内,OCPs和浊度都有较高的去除率。利用絮体分形维数和Zeta电位两种表征手段对混凝效果进行探讨,在最佳投药量时,PAC-PDMDAAC、PFS-PDMDAAC絮体分形维数均达到最大分别为0.8417和0.823,此时絮体结构紧密,孔隙率小且粒度分布集中,吸附架桥及网捕作用作用效果最佳;Zeta电位分别为-3mV和-1.6mV,均处于-8～2 mV之间,混凝效果最佳。絮体分形维数和Zeta电位辅助分析表明,当絮体分形维数达到最大值,Zeta电位绝对值接近零时,OCPs和浊度去除率也达到最大。试验还以硅酸钠和硫酸铝为原料制备了聚硅硫酸铝絮凝剂（PASS）,考察了絮凝剂投加量、pH值、原水浊度、粉末活性炭和改性凹凸棒土助凝剂等因素对OCPs消除效果的影响。结果表明:PASS投加量为5 mg/L时,OCPs的去除率可以达到57%～87%,浊度去除率可以达到99.1%,其效果好于PAC;PASS强化混凝处理OCPs的最佳pH值范围是6～7;OCPs的去除与浊度的去除具有显着相关性,原水浊度的大小会影响OCPs的去除,OCPs和浊度的去除率随浊度降低而减小。粉末活性炭和改性凹凸棒土作为助凝剂与PASS复配均可显着提高OCPs的去除率,分别达到78%～100%和72%～95%。相较而言,凹凸棒土储量丰富,廉价易得,因此,以改性凹凸棒土替代粉末活性炭更有优势。深床过滤对比试验发现:滤床深度对四种滤料过滤去除OCPs和浊度的影响表现不同。四种滤料对OCPs去除效率顺序依次为:无烟煤>沸石>锰砂>石英砂,结果与四种滤料表面润湿性顺序一致,而与滤料表面自由能极性成分相反。滤速的增加使浊度和OCPs去除率先上升然后下降,所得最佳滤速为10 m/h;沸石对OCPs去除率受滤速影响较小,去除率变化不明显;随着滤速的增加无烟煤滤料对OCPs去除率缓慢下降,剩余浊度逐渐升高。同一滤料不同粒径时对OCPs去除率相差不大,OCPs去除率与滤料粒径之间并无明显规律。细颗粒滤料滤床主要发挥截留作用去除悬浮胶体颗粒,粗颗粒滤料滤床主要发挥吸附作用去除悬浮胶体颗粒。悬浮胶体颗粒物及OCPs的去除不仅受到滤料的吸附截留作用,还与滤料的表面性质及OCPs的性质有重要的关系。选取PAC、PDMDAAC、PAC-PDMDAAC作为絮凝剂,使用无烟煤细、粗粒径滤料进行平行实验研究,优化确定絮凝剂投药量、原水浊度、出水浊度滤速、床深等影响参数,探讨在最优条件下微絮凝直接过滤工艺对水中OCPs的去除效能。结果表明:以无机混凝剂PAC作为絮凝剂时,宜采用细颗粒粒径无烟煤滤料滤床在低速进行过滤,此时浊度和OCPs的去除效果均为最佳。PDMDAAC作为絮凝剂时,直接过滤的最佳选择是粗颗粒粒径无烟煤滤料滤床进行低速过滤,既保证了出水水质,又延长了过滤周期,使滤床效能达到最高。在高原水浊度和高滤速条件下,不宜投加PAC-PDMDAAC。本论文完成了各项强化工艺对饮用水水源水中典型POPs—有机氯农药OCPs的去除效能及机理研究,通过试验确定了不同强化工艺的最佳处理参数及条件,研究成果可以为城市自来水厂的运行提供参考和支持。
刘畅[2]（2021）在《氧气微纳米气泡在处理微污染水中污染物方面的研究》文中认为微污染水具有所含污染物种类较多、污染物性质较复杂,污染物浓度较低等特点,常规水处理工艺对微污染水中的污染物去除效果较差。在我国水资源问题日渐严重的形势下,微污染水处理越来越受到重视。目前,针对微污染水的处理方法主要有强化传统处理工艺、预处理技术、深度处理工艺以及一些组合工艺。微纳米气泡具有比常规气泡更加优越的特性,如在水中停留时间长、比表面积大、氧化性强等,近年来微纳米气泡受到越来越多的关注。本研究采用微纳米气泡对微污染水进行处理,研究了空气微纳米气泡和氧气微纳米气泡在不同温度和pH下的溶解氧浓度。并在此基础上,使用氧气微纳米气泡和活性污泥-氧气微纳米气泡对微污染水进行处理,主要研究内容及结果如下:（1）研究了微纳米气泡在水中的停留时间和气液混合比,最终结果为气泡在水中的平均停留时间为282s,平均气液混合比为1.8%。对比氧气微纳米气泡和空气微纳米气泡在不同温度和pH下的溶解氧浓度。结果表明,在30℃下溶解氧浓度最高,空气微纳米气泡和氧气微纳米气泡的溶解氧浓度分别为8.68mg/L和14.96mg/L,pH值为7时溶解氧浓度最高,空气微纳米气泡和氧气微纳米气泡的溶解氧浓度分别为8.79mg/L和14.65mg/L。（2）使用氧气微纳米气泡对微污染水进行处理,研究了时间、温度和pH对污染物去除效果的影响。结果表明,延长处理时间污染物去除率也随之提高;温度为30℃时,污染物去除率最高;pH为7时,COD的去除效果最好,色度去除效果差异不明显。当水温为30℃,初始pH为7时,色度和COD的去除率分别为44.77%和71.59%。通过投加羟基自由基淬灭剂的实验研究表明,在氧气微纳米气泡处理微污染水的过程中,色度的去除主要是微纳米气泡中氧气的直接氧化,COD的去除与自由基氧化有关。对氧气微纳米气泡处理微污染水进行动力学分析,结果表明反应属于一级反应,并得到反应动力学方程:y=-0.0092x-0.009。在最佳工艺条件下对自配水、雨水、湖水三种水体进行单独氧气微纳米气泡处理,实验发现三种水体COD去除率分别为70.29%、59.31%和50.94%（3）在污泥浓度较低时,采用活性污泥-氧气微纳米气泡对微污染水进行处理,研究了时间、温度和pH对污染物去除效果的影响。结果表明,延长处理时间污染物去除率也随之提高;当温度为30℃时,COD去除效果最好为69.68%,温度为35℃时,氨氮去除效果最好为55.01%。pH为7时,氨氮和COD的去除效果最好,去除率分别为47.83%和70.98%。在最佳工艺条件下分别使用氧气和空气作为气源,在低污泥浓度下使用微纳米气泡对微污染水进行处理。实验结果表明,在最佳工艺条件下,氧气微纳米气泡和空气微纳米气泡对污染物的去除效果有差异,氨氮的去除率分别为61.39%和54.27%,COD的去除率分别为67.43%和32.03%。无论是氨氮还是COD,氧气微纳米气泡处理效果均比空气微纳米气泡效果好。这一结果说明微纳米气泡采用不同的气体作为载体,对微纳米气泡在水中的氧化能力和处理效果具有一定的影响。
王淑军[3]（2020）在《硅铝无机有机杂化絮凝剂制备及强化复杂体系污染物去除机制研究》文中认为以絮凝剂为核心的混凝工艺,具有操作简单、成本较低的优点,是一种广泛应用的水处理技术,经常应用于复杂体系工业废水（例如焦化废水）的处理,但传统絮凝剂存在对其中污染物去除效果不佳的问题。随着《水污染防治行动计划》（水十条）和《炼焦化学工业污染物排放标准》的实施,不仅提高了对复杂工业废水的排放标准要求,还特别规定了吨焦废水排放量小于0.4 m3,而复杂体系工业废水中残留污染物不利于其达标排放和再利用,迫切需要对其进行强化去除。为了有效强化混凝工艺对复杂工业废水的作用,亟需开发新型高效的絮凝剂并对其作用机制进行深入研究。无机-有机杂化絮凝剂在同一聚合结构中包含不同功能基团或组分,实现“分子水平”的复合,能够更好的发挥无机和有机组分的协同作用,提高混凝性能,简化投加程序,具有广阔的应用前景。本论文选择不同的硅源分别制备了离子键合型和共价键合型无机-有机杂化絮凝剂,将其应用于模拟废水、焦化废水的混凝处理,通过系列混凝实验和焦化废水中有机物组分分析,对无机有机杂化絮凝剂的混凝效果和去除机制进行系统研究。进一步采用杂化絮凝剂耦合Fe3O4,通过磁混凝方法强化焦化废水处理,并探究混凝/磁混凝作用机理。具体研究工作如下:（1）以Na2Si O3为无机硅源,通过与Al Cl3复合反应制备了聚硅酸铝絮凝剂（PASi）。以PASi为无机组分,丙烯酰胺（AM）、丙烯酰氧乙基二甲基苄基氯化铵（ADB）为有机单体,采用原位聚合方法制备了离子键合型无机-有机杂化絮凝剂PASi-P（AM-ADB）。结构形貌分析可知,杂化絮凝剂中无机组分与有机组分之间是通过离子键相连接,具有致密的孔隙形貌和三维空间网络结构。混凝研究表明,在最佳投加量下,对高岭土/腐殖酸（HA）模拟废水中浊度、UV254、DOC的去除率分别为:99.2%、95.3%和94.6%;对高岭土/苯酚模拟废水中浊度、苯酚的去除率分别为:99.5%、7.6%;对焦化废水原水浊度、UV254、DOC和COD的去除率分别为:95.3%、19.9%、18.8%和26.2%;对生化出水原水浊度、UV254、DOC和COD的去除率分别为:96.2%、42.3%、34.1%、46%。混凝效果优于复合絮凝剂PASi、PASi/P（AM-ADB）和商品絮凝剂PAC。（2）为改善杂化体系的稳定性,采用γ-氨丙基三乙氧基硅烷（APTES）为有机硅源,采用水解聚合法缓慢滴碱与无机组分Al Cl3共聚,制备了共价键合型无机-有机杂化絮凝剂PAAP。结构形貌分析和混凝模拟废水结果可知,PAAP中无机组分与有机组分之间以共价键形式键合,Si/Al摩尔比、碱化度（B）对PAAP的形貌均有较大影响,其中Si/Al摩尔比为0.1,B为0.5时制备的PAAP0.1,0.5具有粗糙的卷曲表面形貌和三维网状空间结构,对高岭土/腐殖酸模拟废水的混凝去除效果最优,浊度、UV254、DOC的去除率分别为:99.2%、98.5%、93.2%。对高岭土/苯酚模拟废水中浊度和苯酚的去除率分别为:99.7%、4.9%。对焦化废水原水浊度、UV254、DOC和COD的去除率分别为:82.1%、12.1%、9.3%、24.2%,对生化出水浊度、UV254、DOC和COD的去除率分别为:97.8%、37.7%、29.9%和63.4%,混凝效果优于商品絮凝剂PAC。此外,PAAP0.1,0.5具有优异的储存稳定性能,室温保存18个月后,仍未出现沉淀和凝胶,混凝性能仍保持良好。（3）为明晰两种杂化絮凝剂的强化混凝去除机制,对焦化废水混凝前后的有机物组分进行对比分析。研究发现,PASi-P（AM-ADB）和PAAP0.1,0.5均能有效去除焦化废水中强疏水性、高芳香性类物质,对类富里酸类、类腐殖酸类荧光物质的去除效果良好,且对疏水酸性组分（HOA）和疏水中性组分（HON）的去除效率高于疏水碱性组分（HOB）和亲水组分（HIS）。此外,PASi-P（AM-ADB）可优先去除原水中的脂肪醇、羧酸、多环芳烃、含氮杂化类化合物,而PAAP0.1,0.5除能去除原水中的脂肪醇、羧酸、含氮杂环类物质,还能高效去除酯类化合物。疏水性难降解物质的去除,有利于废水的生化处理。生化出水中的多环芳烃、邻苯二甲酸酯类化合物等有毒物质被杂化絮凝剂有效去除,对环境的危害降低。（4）为加快沉降速度,缩短混凝处理时间,将杂化絮凝剂与Fe3O4耦合使用,通过磁混凝工艺强化处理焦化废水。研究发现,“磁粉→絮凝剂→在外加磁场下静置沉降”的方式下,沉降速度显着加快,混凝效果最好,产生的磁性絮体更加密实,抗剪切性能和破碎再恢复性能得到提升。磁粉经过回收再利用,仍可保持良好的磁混凝性能。经过机理分析认为,铝盐水解产物、硅铝聚合大分子、季铵基团、氨基基团、疏水苄基、碳链以及致密的空间结构协同作用,无机-有机杂化絮凝剂显示出良好的混凝性能。磁混凝中磁粉可以起到增加体系中颗粒物浓度、促进磁核絮体生成、吸附有机物和强化絮凝剂的作用,促进混凝过程速度加快,混凝效果提升。无机-有机杂化絮凝剂PASi-P（AM-ADB）和PAAP0.1,0.5混凝处理焦化废水效果良好,且可长期稳定保存,有利于提高混凝工艺对复杂体系废水污染物的去除,为减少工业废水外排和促进废水资源循环利用提供有力的支撑和保证。
康慧敏[4]（2020）在《昌乐城东污水处理厂提标改造COD深度处理研究》文中进行了进一步梳理按照山东省委省政府《关于建设生态山东的决定》的文件要求,当地环保局要求昌乐城东污水厂在原有污水处理水质的基础上,进一步提高水质排放标准,对现有设施进行提标改造,要求提标后排放水的化学需氧量（COD）≤40mg/L。提标方案及处理效果构成本论文的研究内容。本文为满足废水深度处理工艺技术改造需要,采用了深度混凝+臭氧接触活性炭过滤为主要COD去除方式的技术方案,针对其中技术细节进行了研究。通过化学混凝小试、现场投药中试进行了影响因素对去除率性能影响实验,对深度混凝的效果进行了测定。小试及中试结果均表明,当聚合氯化铝、M180混凝剂、聚硅酸硫酸铁和聚丙烯酰胺药剂等4种絮凝剂投加量为75-100 mg/L时,满足出水COD去除率提高20%的设计目标,说明更换絮凝剂种类及优化絮凝剂投加量可以提高混凝沉淀的效果,满足设定要求。在原有的臭氧投加系统基础上增加活性炭滤池,现场实验来测试臭氧-活性炭组合工艺改造的COD去除效果,试验结果显示,当臭氧投加浓度在30mg/L时,臭氧氧化-活性炭组合工艺可以保证出水稳定COD在40 mg/L以下。现场实现的深度处理工艺在线监测结果显示,强化混凝+臭氧氧化+后置活性炭过滤工艺可以满足现场对排放水COD深度达标要求,并且能够保证出水指标稳定。深度处理各工艺段COD去除率分别为混凝沉淀池COD去除率40%,强化混凝和连续流砂滤池COD去除率25%,臭氧氧化池及炭池和消毒COD去除率30%,深度处理各工艺段串联后COD去除率可达69%。工程投资成本和单位运行成本核算结果显示,深度处理部分臭氧投加的单位运行成本远高其他成本,说明臭氧氧化指标控制更加关键。经过上述研究和实验,确定昌乐城东污水处理厂深度处理工艺方案,实现昌乐城东污水处理厂提标改造后COD≤40 mg/L排放要求,具有较好的推广应用价值。
周丽君[5]（2020）在《饮用水中消毒副产物亚硝基二苯胺的控制技术研究》文中研究表明饮用水消毒是防止传染病传播的一项重要措施,但消毒措施会产生一系列的有害的消毒副产物（DBPs）,所以探究DBPs的去除技术具有十分重要的意义。本试验中亚硝基二苯胺（NDPh A）的测定采用高效液相色谱法,采用外标法分析。试验采用了UV-H2O2联合工艺、粉末活性炭吸附技术和高铁酸钾氧化技术,对饮用水消毒副产物NDPh A的降解效果、影响因子及动力学规律进行了研究。试验拟合的标准曲线的相关系数R2值为0.9992,试验的加标回收率为98.5%～102%,相对标准偏差为0.68～3.74%,分析方法的最小检测限小于1.48μg/L。检测结果具有较高的精密性和准确性。试验表明:单独使用UV或者H2O2降解NDPh A的效率均一般,UV-H2O2联合降解NDPh A的效果十分明显。NDPh A初始浓度为150μg/L,紫外光光强为420μW/cm2,H2O2投加量为30μmol/L,反应40 min后,NDPh A的去除率高达96.8%;H2O2投加量的增加可以提高NDPh A的去除效率,p H和初始浓度的增加均会降低NDPh A的去除效率,UV-H2O2去除NDPh A的反应过程符合一级反应动力学规律。粉末活性炭（PAC）对NDPh A的去除率随着时间的增加逐渐增大,NDPh A初始浓度为150μg/L、PAC投加量为2 g/L、p H=7、温度控制在25°C的情况下,反应240 min后,PAC对NDPh A的去除率为73.69%;PAC吸附NDPh A在1 h时基本达到饱和,整体上呈现出由快至慢的吸附速率。PAC的吸附去除可分为三个阶段:快速吸附阶段（0～30 min）、慢速吸附阶段（30～180 min）、吸附饱和阶段（180～240 min）。PAC投加量为0.4～2 g/L的范围内,NDPh A的去除率随着投加量的增加有明显的增加,但PAC过量投加并不会使NDPh A的吸附量有较大变化。温度和p H的升高,可以促进PAC对NDPh A的吸附效果。随着初始浓度的增加,PAC对NDPh A的吸附量逐渐增大,其平衡浓度也随之增大,而NDPh A的去除率总体上却有下降趋势。PAC吸附NDPh A的反应过程符合准二级吸附动力学方程。高铁酸钾对NDPh A有一定的降解效果。NDPh A初始浓度为150μg/L、高铁酸钾投加量为0.2 g、p H=7、温度控制在25°C的情况下,随着反应时间的增加,NDPh A的去除率也随之提高,反应速率总体上呈现出先快后慢的现象,反应至30 min,去除量已经基本上达到饱和。NDPh A的去除率是随着高铁酸钾的投加量的增大而增大的,高铁酸钾的投加量对NDPh A的去除率影响较大。p H对去除NDPh A有较大的影响。p H值偏高、偏低都会抑制高铁酸钾的反应,溶液p H在6左右时的去除率最高。温度的升高可以促进高铁酸钾对NDPh A的去除能力,但促进作用十分有限。高铁酸钾去除NDPh A的反应过程符合一级反应动力学规律。
碗莹[6]（2020）在《高锰酸钾-粉末活性炭联用处理南水北调水源水试验研究》文中认为南水北调中线工程在长距离输水中高温季节的藻类污染问题给沿线北方地区的水厂的运行造成较大了压力,常规混凝工艺除藻需增大投药量,导致出水残余铝超标,因此寻求适合的除藻技术具有重要意义。本研究以南水北调邯郸段水源水为试验用水,考察高锰酸钾预氧化、粉末活性炭活性炭（Powder Activated Carbon,简称PAC）及组合工艺在减少混凝剂的投加量情况下的净水效果,本研究对原水中藻及污染物的去除效果有明显提高,主要结论如下:（1）通过烧杯试验,分析了聚合氯化铝对常规污染物的去除效果,结果表明聚合氯化铝投加量为10 mg/L时,对叶绿素a、浊度、COD Mn和UV254平均去除率分别为76.60%、79.81%、13.43%和27.5%,常规方法无法有效去除COD Mn和UV254。（2）分别进行了高锰酸钾预氧化、活性炭吸附与常规处理联合工艺处理南水北调水源水的试验研究,结果表明投加量为0.4 mg/L高锰酸钾与常规混凝组合工艺对叶绿素a、浊度、COD Mn和UV254的去除率分别为86.69%、89.14%、29.63%和37.5%;投加量为10 mg/L粉末活性炭与常规混凝组合工艺对叶绿素a、浊度、COD Mn和UV254的去除率分别为86.19%、76.76%、30.56%和42.5%。（3）采用高锰酸钾预氧化和活性炭吸附协同对水中污染物质进行研究,响应面法优化高锰酸钾和粉末活性炭联用与常规工艺组合除藻效率为93.58%;负载高锰酸钾活性炭对原水中叶绿素a、浊度、COD Mn和UV254的平均去除率分别达到91.15%、92%、42.59%和56.06%。（4）在静态试验基础上,模拟水厂流程和工艺参数进行动态试验,结果表明采用0.4 mg/L高锰酸钾与8 mg/L粉末状活性炭联用工艺的动态除藻效果最好,滤后出水叶绿素a、浊度、CODMn和UV254去除率维持在95.1%、98%、34.2%和61.3%左右,且铝含量低于《饮用水安全卫生标准》（GB5749-2006）0.2 mg/L。
李子佩[7]（2020）在《污泥回流技术在南太湖地区低浊水处理的优化研究》文中研究说明低混凝效率和高混凝剂消耗是低浊度水源水处理过程中面临的两个挑战,污泥回流强化混凝技术通常被认为是一种有效的解决方案。本文以南太湖地区低浊度水库原水作为研究对象,在常规混凝工艺优化处理低浊水的研究基础上,引入污泥回流强化混凝技术,通过现场小试和中试研究,考察了污泥回流技术的增效机理及影响因素,探讨了污泥回流强化混凝技术的安全性、稳定性与适用性,为南太湖地区低浊水处理工艺优化改造提供理论依据。根据2015至2019年湖州市L水库水质监测数据,L水库水质情况较好,属于典型的低浊水,浊度和高锰酸盐指数（CODMn）季节性波动趋势明显,夏季和秋季浓度普遍高于春季和冬季。基于2015-2019水质时间序列,利用季节性Kendall检验水质序列过去的变化趋势,结合重标极差（R/S）分析法计算Hurst指数推断L水库浊度指标未来有上升的变化趋势,CODMn无明显变化趋势,饮用水处理过程中应注意应对原水水质波动风险。通过湖州现场小试和中试研究,考察了常规混凝工艺的处理效能及优化研究,发现聚合氯化铝（PAC）的去除效率优于聚合硫酸铝（PAS）和聚合氯化铝铁（PFAC）;随着混凝剂投加量的增加,浊度的去除率都呈现出先增加后减小的趋势,PAC的经济投药量为15 mg/L,相应的浊度、CODMn和紫外吸光度（UV254）去除率分别为62.0%、31.7%和32.9%。投加聚丙烯酰胺（PAM）能有效提高去除效率,对PFAC的助凝作用大于PAC。原水浊度、pH和有机物含量变化对混凝效果影响较大。在处理不同浊度水库水时,当PAC的投加量小于特定值时,剩余浊度随原水的初始浊度增加而增加,随着投加量的不断增加,不同初始浊度的影响减弱,出水水质趋于稳定。原水pH值对浊度和有机物去除的影响与PAC的水解产物相关,中性和弱碱性的处理效果优于酸性。原水CODMn含量较高会影响絮体形态和生长,导致混凝效果下降。污泥回流强化混凝工艺中,回流污泥有效利用了混凝沉淀池污泥中的剩余混凝剂和悬浮胶体颗粒,比常规混凝工艺提升了浊度和有机物的去除效果。当依次加10 mg/L PAC和6%的回流污泥时,浊度、CODMn和UV254去除效率分别为78.8%、41.6%和35.8%,工艺处理效果优于15mg/L的常规混凝工艺。污泥回流强化混凝技术可以提高去除效率,降低混凝剂药耗,同时也提高了组合工艺处理系统应对原水水质波动的能力。污泥回流中试工艺连续运行工况稳定,滤池运行周期可达到48小时,处理效果良好,表明在低浊水的处理方面污泥回流强化混凝技术具有良好的应用潜力和环境经济效益。通过对混凝机理的研究可知:污泥回流强化混凝工艺的絮体分形维数大于常规混凝工艺,形成的絮体结构更紧密、更规则、沉降性能更好;常规混凝工艺、污泥回流工艺的絮体生长速度分别为43.9μm/min、297.6 μm/min,回流污泥能增大絮体粒径、缩短平衡时间;污泥回流强化混凝技术使絮体的抗破碎能力有所提高,但破碎后絮体的再絮凝能力明显下降,推测污泥回流强化混凝技术作用机理主要以网捕卷扫为主。
唐娟[8]（2020）在《混凝-超滤工艺中高分子助凝剂与膜污染物间的“助凝-污染”机制研究》文中指出混凝-超滤（C-UF）工艺在高效去除污染物的同时能够有效控制膜污染,是一种适用范围广和处理效果稳定的饮用水净化工艺。投加助凝剂是在特定工艺环境下进一步强化污染物去除并提升膜系统性能的必要手段。但助凝剂作为高分子物质若使用不当,可能会加剧膜污染,导致膜系统运行效率下降。论文研究了不同类型的高分子助凝剂在C-UF工艺中的投加效果,探究了工艺中高分子助凝剂与膜污染物间的“助凝-污染”机制。借助原位拉曼光谱和电化学阻抗谱（EIS）联合在线监测过滤过程中膜污染的演变规律,以揭示膜污染形成原因并探究助凝剂对膜污染（特别是不可逆污染）的贡献及其在工艺中的负面影响机制,为高分子助凝剂在C-UF组合工艺中的使用技术优化奠定理论基础。首先,开发设计了全流量过滤评价池,建立了同步拉曼光谱和EIS的原位膜污染在线监测系统。选取阳离子型（CPAM）、阴离子型（APAM）、非离子型（NPAM）聚丙烯酰胺三种有机高分子型助凝剂和活化硅酸（ASA）无机高分子助凝剂,探讨了不同类型的高分子助凝剂投加后形成的膜污染性质的差异。对拉曼光谱和EIS的测试分别进行等效电路拟合和光谱特征峰处理。结果表明,EIS能够跟踪膜污染层演变过程,拉曼光谱可根据污染物的特征官能团解释污染的成因,两者结合在线监测的方法能够更全面的提供关于膜污染的早期形成机制。其次,改变助凝剂剂量、超滤膜截留特性条件及溶液环境,并引入了聚类分析的方法,结果发现助凝剂会改变膜污染层的初始、发展及趋稳各阶段的持续和转化时间,特别是膜截留特性对助凝剂在耦合工艺中的作用影响显着。最后,通过不同清洗方式的污染恢复效果进行了对比分析,借助扫描电子显微镜和原子力显微镜表征了污染及清洗后的膜表面形貌。根据不可逆污染指数（Ii）与污染物的拉曼特征峰的对应关系进行了偏相关分析,解释了助凝剂对膜污染的贡献。结果表明,不同类型的助凝剂在C-UF过程中的作用有显着差异。膜清洗方式会影响总污染阻力及污染物在可逆/不可逆污染中的比例,但不会改变助凝剂及腐殖酸（HA）在膜污染形成中的主导作用。超声与去离子水对清洗APAM膜污染效果显着,次氯酸钠对去除ASA膜污染效果更好,柠檬酸对于助凝剂的膜污染贡献的清洗效果最差。除此之外,助凝剂还可影响HA从膜表面的去除。当助凝剂的分子量和UF膜的截留分子量之间差异较小时,助凝剂是导致膜不可逆污染的主要因素。助凝剂对膜污染的影响由助凝剂在预处理阶段的强化混凝作用及其在UF阶段的与膜面的复杂作用共同决定。
奚一伦[9]（2020）在《强化混凝耦合过滤对NDMA的去除规律研究》文中提出N-亚硝基二甲胺（N-Nitrosodimethylamine,简称NDMA）是一种具有极强致癌能力的亚硝胺类化合物。近年来世界各地不断有文献报道地表水受到NDMA的污染情况,目前加拿大、美国、英国、西班牙、日本和中国饮用水中均监测到亚硝胺类消毒副产物。不仅在水源水中发现了NDMA,而且在供水系统的进水、出水和管网水中也发现NDMA的存在。本文主要研究使用PAC/PDMDAAC复合混凝剂进行强化混凝,耦合过滤工艺对地表水中NDMA的去除规律。首先,根据文献建立在实验条件下的强化混凝耦合过滤装置;然后,在验证该装置稳定性的基础上,探索强化混凝耦合过滤对NDMA的去除可能性;最后,对强化混凝耦合过滤去除地表水中NDMA的各种工艺因素进行初步探索。论文的主要研究内容如下:（1）实验室过滤装置的建立。依据文献以及自来水厂实际生产条件,实验设计并搭建了一套滤层为18 cm,滤料为一定规格砂子（0.6～0.8 mm）或者活性炭（0.6～1 mm）的实验室柱过滤装置。通过考察所选原水条件下的沉出水和滤后水浊度,验证实验所用的标准混凝装置、所建立的过滤装置和强化混凝耦合过滤装置后的操作稳定性。结果表明:所建立的强化混凝耦合过滤装置及其操作条件可以稳定运行。由此,为本文后续研究工作奠定了基础。（2）强化混凝耦合过滤工艺对NDMA强化去除可能性的探索。实验通过选择砂子、活性炭分别作为填料的柱过滤装置、滤纸和滤膜等4种过滤方式进行比较,参考国内部分自来水厂沉出水余浊2 NTU的控制标准,对校园紫霞湖水使用无机混凝剂PAC和无机/有机复合混凝剂PAC/PDMDAAC进行混凝-过滤处理。结果表明:上述4种过滤方式耦合混凝均能对原水中的NDMA起到一定去除作用。但是,过滤方式的运行周期为:砂滤≈活性炭滤>>滤纸和滤膜;过滤方式的NDMA去除率与其运行周期则正好相反。进一步,柱过滤装置在过滤3000～5000 m L的2 NTU沉出水时,过滤效能衰减仍可保持在20%以内稳定运行。由此,为后续强化混凝耦合过滤对NDMA强化去除的工艺研究奠定了基础。（3）强化混凝耦合过滤对NDMA去除工艺的初步探索。按照上述所建立的强化混凝耦合过滤装置和运行工艺条件,通过使用PAC/PDMDAAC复合混凝剂中PDMDAAC的特征粘度分别为0.34、1.53、2.71 d L/g和其所占PAC中Al2O3的质量分数分别为10%、15%、20%的9种复合混凝剂,考察沉出水余浊控制为2 NTU时,复合混凝剂强化混凝耦合砂滤和活性炭滤过滤前后水体中NDMA含量的变化情况,对复合混凝剂强化混凝耦合过滤去除NDMA工艺进行初步探索。结果表明:复合混凝剂强化混凝耦合过滤对水体中的NDMA具有显着的强化去除效果,其去除率不仅高于仅使用PAC混凝和使用PAC混凝耦合过滤,而且,随着复合混凝剂中PDMDAAC质量分数的增大而增加。其中,特征粘度值为1.53 d L/g,质量分数为20%的PAC/PDMDAAC复合混凝剂混凝结合活性炭柱过滤对NDMA的去除效果最好,去除率可达39%。（4）强化混凝耦合过滤工艺去除NDMA的机理认识。首先,基于混凝和复合混凝剂强化混凝去除悬浮胶体颗粒的基本原理,关联浊度去除率与NDMA去除率的变化规律,发现两者具有正相关性的认识。其次,由相近余浊,即相近悬浮颗粒浓度的沉出水经过滤后的滤后水对比,发现在经减少复合混凝剂用量的强化混凝处理再过滤得到的滤后水中,不仅其浊度、而且NDMA的去除率比常规处理均有优势。最后,对照两种滤料对浊度和NDMA去除率的变化规律,发现在余浊相近的沉出水经过滤后的滤后水中,砂滤的浊度去除率往往优于活性炭滤的去除率,而NDMA的去除率则相反。由此,归纳得到去除NDMA的机理认识:复合混凝剂首先通过强化混凝去除水体中悬浮颗粒,由此强化了去除了被其吸附的NDMA;随后,通过改变悬浮颗粒的电荷性和极性来强化滤料颗粒表面对其的滞留和吸附,再次强化去除了被其吸附的NDMA;特别地,活性炭颗粒特有的毛细内腔孔隙则发挥了其对水体中游离部分的小分子NDMA特有的吸附去除作用。
贡建桥[10]（2019）在《芬顿氧化与两段混凝工艺深度处理熟料造纸染色废水研究》文中指出熟料造纸染色废水主要特点是难降解有机物浓度高、色度大,采用传统的物化+生化处理的办法很难达标,必须经过深度净化处理。并且大多数乡镇造纸行业废水处理技术设备不完善,因此,寻求高效、经济的熟料造纸染色废水深度处理技术十分迫切。以造纸厂二级生化处理出水为研究对象,利用芬顿氧化强化两段混凝工艺对某乡镇企业熟料造纸染色废水进行深度净化,试验分为两大部分:（1）混凝沉淀预处理,去除部分有机污染物。（2）混凝沉淀出水进行芬顿氧化强化混凝处理,很大程度上降低有机污染物浓度、色度及浊度等指标,使出水达到排放标准。运用正交试验和单因素轮换法分析主要影响因素对COD、色度、浊度去除率的影响效果,得出每个因素与各项指标去除率的关系曲线,进而确定最佳运行参数。混凝沉淀处理试验运用单因素轮换法考察四种不同混凝剂投加量、反应体系pH值、助凝剂投加量对熟料造染色废水COD、色度、浊度三项指标的去除效果,试验结果表明:不改变原有pH值的条件下,混凝剂种类为聚合氯化铝（PAC）与聚丙烯酰胺（PAM）复配使用效果最佳。混凝沉淀预处理能够很大程度上使废水各项指标得到改善。芬顿氧化强化混凝处理试验以混凝沉淀出水为研究对象,运用正交试验法考察芬顿氧化过程中H2O2投加量、Fe2+投加量、反应体系pH值、反应时间四个主要影响因素对熟料造染色废水COD去除率的影响水平大小,随后采用单因素轮换法考察单个因素对芬顿氧化去除效果,根据每个因素与各项指标去除率的关系曲线确定芬顿氧化最佳运行条件及参数。试验结果表明芬顿氧化之后COD、色度、浊度值有很大幅度降低。在芬顿氧化最佳运行参数基础上,回调体系pH值至碱性沉淀时加入混凝剂PAM进行强化混凝,能有效提高COD去除率,使COD浓度降至50 mg/L以下。废水经芬顿氧化和两段混凝工艺处理之后,主要难降解指标能够达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）中的一级A标准,可作生产回用、土地利用或排放至附近河流。
二、强化混凝工艺及对去除有机污染物的影响（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、强化混凝工艺及对去除有机污染物的影响（论文提纲范文）
（1）饮用水源水中典型POPs有机氯农药的强化去除效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 POPs 的危害及水中POPs 的污染现状 |
| 1.2.1 POPs的污染危害 |
| 1.2.2 水体中的POPs污染现状 |
| 1.3 水中典型POPs有机氯农药的性质及其危害 |
| 1.3.1 有机氯农药的性质 |
| 1.3.2 有机氯农药的危害 |
| 1.4 水中有机氯农药的污染现状及常规处理技术 |
| 1.4.1 有机氯农药的污染现状 |
| 1.4.2 有机氯农药的常规处理技术 |
| 1.5 强化混凝技术的应用现状及研究进展 |
| 1.5.1 强化混凝技术 |
| 1.5.2 强化混凝技术的作用机理 |
| 1.5.3 强化混凝技术的研究方向、发展趋势及混凝剂类型 |
| 1.6 深床过滤技术的应用现状及研究进展 |
| 1.6.1 深床过滤技术的作用机理及研究现状 |
| 1.6.2 深床过滤的研究方向与发展趋势 |
| 1.7 研究理论依据 |
| 1.7.1 基本理论依据 |
| 1.7.2 强化混凝去除水源水中OCPs的理论依据 |
| 1.7.3 深床过滤去除水源水中OCPs的理论依据 |
| 1.7.4 微絮凝直接过滤去除水源水中OCPs的理论依据 |
| 1.8 研究内容 |
| 1.8.1 有机氯农药强化混凝的优化研究 |
| 1.8.2 有机氯农药深床过滤的优化研究 |
| 1.8.3 微絮凝直接过滤对有机氯农药去除效能的研究 |
| 1.9 课题来源和创新点 |
| 1.9.1 课题来源 |
| 1.9.2 创新点 |
| 2 实验材料与测定分析方法 |
| 2.1 主要实验仪器设备 |
| 2.1.1 气相色谱仪 |
| 2.1.2 其他主要仪器设备 |
| 2.2 主要实验试剂 |
| 2.3 样品前处理与测定分析方法 |
| 2.3.1 样品前处理方法 |
| 2.3.2 最佳色谱分析条件 |
| 2.3.3 有机氯农药标准曲线 |
| 2.3.4 絮体分形维数测定方法 |
| 2.3.5 Zeta电位测定方法 |
| 3 强化混凝对水中有机氯农药去除效能及机理研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 模拟水样的制备 |
| 3.2.2 混凝实验 |
| 3.3 聚合氯化铝强化混凝效能及机理研究 |
| 3.3.1 实验优化设计 |
| 3.3.2 结果与讨论 |
| 3.4 聚合硫酸铁强化混凝效能及机理研究 |
| 3.4.1 实验优化设计 |
| 3.4.2 结果与讨论 |
| 3.5 聚二甲基二烯丙基氯化铵强化混凝效能及机理研究 |
| 3.5.1 实验优化设计 |
| 3.5.2 结果与讨论 |
| 3.6 PAC-PDMDAAC复合絮凝剂强化混凝效能及机理研究 |
| 3.6.1 复合混凝剂的制备 |
| 3.6.2 结果与讨论 |
| 3.7 PFS-PDMDAAC复合絮凝剂强化混凝效能及机理研究 |
| 3.7.1 复合混凝剂的制备 |
| 3.7.2 结果与讨论 |
| 3.8 助凝剂对聚合硅酸硫酸铝去除水中有机氯农药的影响及机理研究 |
| 3.8.1 聚合硅酸硫酸铝的制备 |
| 3.8.2 助凝剂改性凹凸棒土的制备及表征 |
| 3.8.3 结果与讨论 |
| 3.9 本章小结 |
| 4 深床过滤对水中有机氯农药去除效能及机理研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料、装置及方法 |
| 4.2.1 过滤材料 |
| 4.2.2 过滤实验装置 |
| 4.2.3 过滤实验方法 |
| 4.3 滤床深度对水中OCPs的去除效能影响 |
| 4.3.1 结果与讨论 |
| 4.4 滤速对水中OCPs的去除效能影响 |
| 4.4.1 结果与讨论 |
| 4.5 滤料粒径对水中OCPs的去除效能研究 |
| 4.5.1 结果与讨论 |
| 4.6 不同滤料对水中OCPs的过滤去除机理探讨 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 微絮凝直接过滤对水中有机氯农药去除效能及机理研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 无机微絮凝-直接过滤对水中OCPs的去除效能 |
| 5.2.1 实验方案 |
| 5.2.2 结果与讨论 |
| 5.3 有机微絮凝-直接过滤对水中OCPs的去除效能 |
| 5.3.1 实验方案 |
| 5.3.2 结果与讨论 |
| 5.4 复合微絮凝-直接过滤对水中OCPs的去除效能 |
| 5.4.1 实验方案 |
| 5.4.2 结果与讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（2）氧气微纳米气泡在处理微污染水中污染物方面的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 微污染水概念 |
| 1.1.1 微污染水简介 |
| 1.1.2 微污染水危害 |
| 1.2 微污染水处理技术 |
| 1.2.1 强化传统处理工艺 |
| 1.2.2 预处理技术 |
| 1.2.3 深度处理工艺 |
| 1.2.4 组合工艺 |
| 1.3 微纳米气泡的特性 |
| 1.3.1 停留时间长 |
| 1.3.2 比表面积大 |
| 1.3.3 气液传质效率高 |
| 1.3.4 产生自由基 |
| 1.3.5 界面电位高 |
| 1.4 微纳米气泡产气方式研究 |
| 1.4.1 溶气释气法 |
| 1.4.2 分散空气法 |
| 1.4.3 电解法 |
| 1.5 微纳米气泡在水处理方向的应用 |
| 1.5.1 微纳米气泡处理地表水 |
| 1.5.2 微纳米气泡处理地下水 |
| 1.5.3 微纳米气泡处理废水 |
| 1.5.4 微纳米气泡强化臭氧 |
| 第2章 研究内容与实验材料 |
| 2.1 课题的提出及意义 |
| 2.2 研究目的及研究内容 |
| 2.2.1 研究目的 |
| 2.2.2 研究内容 |
| 2.3 实验主要试剂 |
| 2.4 实验主要仪器 |
| 第3章 微纳米气泡基本特性的研究 |
| 3.1 实验内容 |
| 3.2 实验方案设计 |
| 3.2.1 实验器材 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 实验装置 |
| 3.3 微纳米气泡在水中停留时间的测量 |
| 3.4 微纳米气泡气液混合比的计算 |
| 3.5 微纳米气泡溶解氧浓度的研究 |
| 3.5.1 氧气微纳米气泡充氧能力研究 |
| 3.5.2 空气微纳米气泡充氧能力研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 单独微纳米气泡处理微污染水的研究 |
| 4.1 实验内容 |
| 4.2 实验方案设计 |
| 4.2.1 实验器材 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 实验装置 |
| 4.3 氧气微纳米气泡处理微污染水研究 |
| 4.3.1 时间对去除色度和COD的影响 |
| 4.3.2 温度对去除色度和COD的影响 |
| 4.3.3 pH对去除色度和COD的影响 |
| 4.4 氧气微纳米气泡处理微污染水的机理初步研究 |
| 4.4.1 添加自由基淬灭剂对色度和 COD 去除效果的影响 |
| 4.4.2 pH对羟基自由基的影响 |
| 4.4.3 氧气微纳米气泡处理微污染水动力学分析 |
| 4.5 不同微污染水去除效果对比 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 活性污泥-氧气微纳气泡处理微污染水的研究 |
| 5.1 实验内容 |
| 5.2 实验方案设计 |
| 5.2.1 实验器材 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 实验装置 |
| 5.3 活性污泥-氧气微纳米气泡对溶解氧含量研究 |
| 5.3.1 温度对溶解氧的影响 |
| 5.3.2 pH对溶解氧的影响 |
| 5.4 活性污泥-氧气微纳米气泡处理微污染水研究 |
| 5.4.1 时间对去除氨氮和COD的影响 |
| 5.4.2 温度对去除氨氮和COD的影响 |
| 5.4.3 pH对去除氨氮和COD的影响 |
| 5.4.4 间隔时间对去除氨氮和COD的影响 |
| 5.5 氧气和空气两种供氧方式对氨氮和COD处理效果的对比 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（3）硅铝无机有机杂化絮凝剂制备及强化复杂体系污染物去除机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 混凝技术 |
| 1.2.1 混凝理论 |
| 1.2.1.1 压缩双电层 |
| 1.2.1.2 吸附电中和 |
| 1.2.1.3 吸附架桥 |
| 1.2.1.4 网捕卷扫 |
| 1.2.2 絮凝剂的分类及发展 |
| 1.2.2.1 无机絮凝剂 |
| 1.2.2.2 有机絮凝剂 |
| 1.2.2.3 微生物絮凝剂 |
| 1.2.2.4 复合絮凝剂 |
| 1.3 无机-有机杂化絮凝剂的研究进展 |
| 1.3.1 无机-有机组分通过羟基缩合或羟基自由基引发聚合相连接 |
| 1.3.2 无机-有机组分通过离子键合连接 |
| 1.3.3 无机-有机组分通过共价键合连接 |
| 1.4 混凝强化处理焦化废水的研究进展 |
| 1.4.1 焦化废水概述 |
| 1.4.2 混凝工艺在焦化废水处理中的应用 |
| 1.4.2.1 混凝工艺在焦化废水预处理中的应用 |
| 1.4.2.2 混凝工艺在焦化废水深度处理中的应用 |
| 1.5 研究思路与内容 |
| 第二章 离子键合型硅铝杂化絮凝剂制备及混凝性能研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.2.1 硅酸聚合理论 |
| 2.1.2.2 杂化絮凝剂制备 |
| 2.1.2.3 实验水样 |
| 2.1.2.4 混凝实验 |
| 2.1.2.5 絮凝剂表征及水样分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 聚硅酸铝前驱体制备及优化 |
| 2.2.2 PASi-P(AM-ADB)结构形貌分析 |
| 2.2.2.1 FTIR分析 |
| 2.2.2.2 XRD分析 |
| 2.2.2.3 电导率分析 |
| 2.2.2.4 SEM分析 |
| 2.2.2.5 TEM分析 |
| 2.2.3 PASi-P(AM-ADB)对颗粒物/有机物模拟体系的作用研究 |
| 2.2.3.1 对高岭土/腐殖酸模拟废水的作用研究 |
| 2.2.3.2 对高岭土/苯酚模拟废水的作用研究 |
| 2.2.4 PASi-P(AM-ADB)对焦化废水的作用研究 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 共价键合型硅铝杂化絮凝剂制备及性能优化 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.2.1 杂化絮凝剂制备 |
| 3.1.2.2 实验水样 |
| 3.1.2.3 混凝实验 |
| 3.1.2.4 絮凝剂表征及水样分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 PAAP结构形貌分析 |
| 3.2.1.1 FTIR分析 |
| 3.2.1.2 XRD分析 |
| 3.2.1.3 SEM分析 |
| 3.2.1.4 TEM分析 |
| 3.2.2 PAAP稳定性能研究 |
| 3.2.3 PAAP对颗粒物/有机物模拟体系的作用研究 |
| 3.2.3.1 对高岭土/腐殖酸模拟废水的作用研究 |
| 3.2.3.2 对高岭土/苯酚模拟废水的作用研究 |
| 3.2.4 PAAP对焦化废水的作用研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 杂化絮凝剂靶向去除焦化废水有机物机制 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.2.1 焦化废水水样 |
| 4.2.2.2 混凝实验 |
| 4.2.2.3 有机物分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 焦化废水亲疏水性有机组分的去除 |
| 4.2.2 焦化废水UV-Vis特征吸收有机物的去除 |
| 4.2.3 焦化废水荧光特性物质的去除 |
| 4.2.4 焦化废水主要有机成分的去除 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 杂化絮凝剂与Fe_3O_4耦合强化处理焦化废水工艺研究 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 实验试剂与仪器 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.1.2.1 实验水样 |
| 5.1.2.2 混凝实验 |
| 5.1.2.3 Fe_3O_4回收 |
| 5.1.2.4 水样及絮体分析方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 磁混凝处理焦化废水效果 |
| 5.2.1.1 Fe_3O_4投加量的影响 |
| 5.2.1.2 投加顺序的影响 |
| 5.2.2 絮体特性 |
| 5.2.2.1 絮体强度、破碎恢复能力及密实程度 |
| 5.2.2.2 絮体沉降性能 |
| 5.2.2.3 絮体形貌 |
| 5.2.3 Fe_3O_4回收循环利用 |
| 5.2.4 混凝机理探究 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 论文的主要结论 |
| 6.2 论文的主要创新点 |
| 6.3 今后工作的建议与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 个人简况 |
（4）昌乐城东污水处理厂提标改造COD深度处理研究（论文提纲范文）
| 学位论文数据集 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 项目研究背景 |
| 1.1.1 我国水资源现状 |
| 1.1.2 城市污水处理厂提标改造需求 |
| 1.2 国内外污水深度处理技术现状与分析 |
| 1.2.1 絮凝沉淀技术 |
| 1.2.2 过滤技术 |
| 1.2.3 高级氧化技术 |
| 1.2.4 活性炭吸附技术 |
| 1.2.5 污水深度处理技术分析 |
| 1.3 昌乐城东污水处理厂现状分析 |
| 1.3.1 昌乐城东污水处理厂概况 |
| 1.3.2 昌乐城东污水处理厂工艺现状 |
| 1.3.3 昌乐城东污水处理厂提标改造存在的问题 |
| 1.3.4 昌乐城东污水处理厂提标改造的必要性 |
| 1.4 昌乐城东污水处理厂深度处理工艺技术比选 |
| 1.4.1 混凝沉淀 |
| 1.4.2 过滤 |
| 1.4.3 臭氧氧化 |
| 1.4.4 活性炭吸附 |
| 1.5 研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 1.6 本章小结 |
| 第二章 COD深度处理工艺效果分析 |
| 2.1 实验准备与实验方法 |
| 2.1.1 实验药剂 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.1.3 实验检测项目及分析方法 |
| 2.1.4 实验水质及变化规律分析 |
| 2.1.5 现场污泥运行情况 |
| 2.2 深度处理絮凝剂实验室小试 |
| 2.2.1 实验室小试 |
| 2.2.2 试验步骤 |
| 2.2.3 COD去除率 |
| 2.3 深度处理絮凝剂现场投加中试实验 |
| 2.3.1 深度处理絮凝剂废水处理现场中试 |
| 2.3.2 昌乐城东污水处理厂现场絮凝剂投加实验结论 |
| 2.4 絮凝剂投加影响因素研究 |
| 2.4.1 水温对COD去除率的影响 |
| 2.4.2 pH对COD去除率的影响 |
| 2.5 絮凝剂投加量与去除率性能评价 |
| 2.5.1 二沉池出水投加量与去除率性能 |
| 2.5.2 絮凝沉淀池出水投加量与去除率性能 |
| 2.6 絮凝剂产泥量变化分析 |
| 2.7 臭氧氧化池运行调整分析 |
| 2.7.1 臭氧氧化池投加量优化内容 |
| 2.7.2 臭氧氧化池投加量优化实验 |
| 2.7.3 臭氧氧化池投加试验结论 |
| 2.7.4 臭氧氧化池与活性炭滤池深度处理效果优化分析 |
| 2.8 本章小结 |
| 第三章 COD深度处理改造方案与运行效果分析 |
| 3.1 深度处理改造方案 |
| 3.2 活性砂滤池运行调整分析 |
| 3.2.1 活性砂滤池运行存在的问题 |
| 3.2.2 活性砂滤池工艺问题整改 |
| 3.3 深度处理COD运行效果分析 |
| 3.4 目前在线监测数据 |
| 3.5 污水处理厂水质达标监控平台 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 成本、工程应用技术经济分析 |
| 4.1 药剂吨水成本对比 |
| 4.2 工程设备材料及运行成本对比 |
| 4.2.1 工程设备费对比 |
| 4.2.2 运行成本分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者攻读学位期间发表的学术论文及科研成果目录 |
| 作者和导师简介 |
| 附件 |
（5）饮用水中消毒副产物亚硝基二苯胺的控制技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 饮用水消毒方法 |
| 1.2.1 物理消毒法 |
| 1.2.2 化学消毒法 |
| 1.2.3 联合消毒法 |
| 1.3 饮用水消毒副产物 |
| 1.3.1 消毒副产物的种类 |
| 1.3.2 饮用水水质指标 |
| 1.3.3 消毒副产物的危害 |
| 1.3.4 消毒副产物的控制 |
| 1.4 论文研究的背景、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 研究目标及内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 试验和分析方法 |
| 2.1 试验材料和仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 试验溶液配制 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 单独UV降解NDPhA的试验 |
| 2.3.2 单独H_2O_2降解NDPhA的试验 |
| 2.3.3 UV-H_2O_2联合降解NDPhA的试验 |
| 2.3.4 粉末活性炭吸附NDPhA试验方法 |
| 2.3.5 高铁酸钾去除NDPhA试验方法 |
| 2.4 NDPhA的分析方法 |
| 2.4.1 分析方法 |
| 2.4.2 分析条件 |
| 2.4.3 加标回收率与精密度 |
| 第三章 UV/H_2O_2技术去除亚硝基二苯胺的试验研究 |
| 3.1 试验装置 |
| 3.2 单独UV、H_2O_2去除NDPhA的效果分析 |
| 3.3 UV-H_2O_2联用去除NDPhA的效果分析 |
| 3.3.1 H_2O_2投加量对去除NDPhA的影响 |
| 3.3.2 NDPhA初始浓度对去除NDPhA的影响 |
| 3.3.3 初始pH对去除NDPhA的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 粉末活性炭吸附亚硝基二苯胺的试验研究 |
| 4.1 反应时间对吸附效果的影响 |
| 4.2 PAC投加量对吸附效果的影响 |
| 4.3 NDPhA初始浓度对吸附效果的影响 |
| 4.4 温度对吸附效果的影响 |
| 4.5 pH对吸附效果的影响 |
| 4.6 PAC吸附等温线 |
| 4.7 动力学分析 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 高铁酸钾去除亚硝基二苯胺的试验研究 |
| 5.1 反应时间对去除NDPhA的影响 |
| 5.2 高铁酸钾投加量对去除效果的影响 |
| 5.3 pH对去除效果的影响 |
| 5.4 温度对去除效果的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 学位论文数据集 |
（6）高锰酸钾-粉末活性炭联用处理南水北调水源水试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 南水北调中线工程概况 |
| 1.1.2 研究背景 |
| 1.2 水源水藻类污染及危害 |
| 1.2.1 藻细胞的特征 |
| 1.2.2 藻类污染现状 |
| 1.3 水源水除藻技术概述 |
| 1.3.1 化学药剂预氧化除藻技术 |
| 1.3.2 强化混凝除藻技术 |
| 1.3.3 物理吸附除藻技术 |
| 1.3.4 生物预处理除藻技术 |
| 1.3.5 气浮除藻技术 |
| 1.3.6 膜处理除藻技术 |
| 1.3.7 超声波除藻技术 |
| 1.4 高锰酸钾-活性炭除藻技术研究现状 |
| 1.4.1 高锰酸钾氧化除藻技术 |
| 1.4.2 活性炭吸附除藻技术 |
| 1.4.3 高锰酸钾-活性炭联用除藻技术 |
| 1.5 课题的研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验水质 |
| 2.2 试验设备及仪器 |
| 2.2.1 静态试验 |
| 2.2.2 动态试验 |
| 2.2.3 主要仪器 |
| 2.2.4 主要试剂 |
| 2.3 分析项目及检测方法 |
| 2.3.1 常规分析项目及检测方法 |
| 2.3.2 其他分析项目及检测方法 |
| 第3章 预处理南水北调水源水试验研究 |
| 3.1 试验方法 |
| 3.2 聚合氯化铝投加量对污染物去除效果 |
| 3.3 高锰酸钾预氧化条件影响的研究 |
| 3.3.1 预氧化转速对高锰酸钾去除污染物的影响 |
| 3.3.2 反应时间对高锰酸钾预氧化效果的影响 |
| 3.3.3 pH对高锰酸钾预氧化混凝效果的影响 |
| 3.3.4 温度对高锰酸钾预氧化混凝效果的影响 |
| 3.3.5 高锰酸钾投加量对预氧化效果的影响 |
| 3.4 活性炭预吸附条件影响的研究 |
| 3.4.1 活性炭种类对除藻的影响 |
| 3.4.2 吸附转速对活性炭去除污染物的影响 |
| 3.4.3 吸附时间对活性炭吸附效果的影响 |
| 3.4.4 pH对活性炭吸附效果的影响 |
| 3.4.5 温度对活性炭吸附效果的影响 |
| 3.4.6 活性炭投加量对活性炭吸附效果的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 高锰酸钾活性炭联合处理工艺除藻效果研究 |
| 4.1 试验方法 |
| 4.1.1 高锰酸钾与粉末活性炭联用除藻试验方法 |
| 4.1.2 负载高锰酸钾活性炭强化混凝试验方法 |
| 4.2 高锰酸钾与粉末活性炭联用除藻工艺参数优化研究 |
| 4.2.1 基于响应面法高锰酸钾与活性炭联用除藻试验设计 |
| 4.2.2 高锰酸钾与活性炭联用除藻效果响应面法优化分析 |
| 4.2.3 高锰酸钾与活性炭联用除藻响应面法优化参数下的除藻效果 |
| 4.3 负载高锰酸钾活性炭强化混凝试验研究 |
| 4.3.1 负载高锰酸钾活性炭对叶绿素a的去除效果 |
| 4.3.2 负载高锰酸钾活性炭对浊度的去除效果 |
| 4.3.3 负载高锰酸钾活性炭对COD_(Mn)的去除效果 |
| 4.3.4 负载高锰酸钾活性炭对UV_(254)的去除效果 |
| 4.3.5 负载高锰酸钾活性炭去除水中污染物的机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 高锰酸钾与活性炭强化混凝动态工艺试验研究 |
| 5.1 动态试验工艺 |
| 5.2 常规工艺对水源水的净化效果分析 |
| 5.2.1 动态试验参数 |
| 5.2.2 常规动态工艺对chl-a的去除效果分析 |
| 5.2.3 常规动态工艺对浊度的去除效果分析 |
| 5.3 不同组合工艺对水源水的净水效果 |
| 5.3.1 对浊度的去除效果分析 |
| 5.3.2 对叶绿素a的去除效分析果 |
| 5.3.3 对COD_(Mn)的去除效果分析 |
| 5.3.4 对UV_(254)的去除效果分析 |
| 5.4 组合工艺的选择 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文和科研成果 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（7）污泥回流技术在南太湖地区低浊水处理的优化研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外低浊水处理技术研究进展 |
| 1.2.1 低浊水处理的技术难点 |
| 1.2.2 低浊水处理技术研究现状 |
| 1.2.3 污泥回流强化混凝技术 |
| 1.3 混凝特性研究进展 |
| 1.3.1 混凝技术的作用机理 |
| 1.3.2 絮体的特性 |
| 1.3.3 分形理论及分形维数 |
| 1.4 论文研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 混凝实验方法 |
| 2.3.1 小试实验方法与装置 |
| 2.3.2 中试实验方法与装置 |
| 2.3.3 絮体表面形态表征 |
| 2.3.4 絮凝动态过程在线监测装置 |
| 2.3.5 絮体分形维数的测定 |
| 2.4 样品分析方法 |
| 2.5 统计分析方法 |
| 2.5.1 重标极差(R/S)分析法 |
| 2.5.2 季节性Kendall检验法 |
| 3 常规混凝工艺优化研究 |
| 3.1 湖州市L水库水源的水质特性 |
| 3.1.1 原水常规水质指标统计分析 |
| 3.1.2 季节性Kendall检验法分析 |
| 3.1.3 重标极差法分析 |
| 3.2 常规混凝工艺的处理效能 |
| 3.2.1 混凝动力学参数的确定 |
| 3.2.2 混凝剂优选研究 |
| 3.2.3 助凝剂投加量与投加点优选 |
| 3.2.4 原水水质波动的影响 |
| 3.3 常规混凝工艺中试研究 |
| 3.3.1 工艺运行参数优化分析 |
| 3.3.2 混凝剂投加量的影响 |
| 3.3.3 稳定性运行效果研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 污泥回流强化混凝技术效能及影响因素 |
| 4.1 给水厂污泥特性 |
| 4.2 污泥回流强化混凝技术的优化研究 |
| 4.2.1 污泥回流技术的处理效能 |
| 4.2.2 原水水质波动的影响 |
| 4.3 污泥回流中试工艺研究 |
| 4.3.1 工艺运行参数优化分析 |
| 4.3.2 污泥回流比例的影响 |
| 4.3.3 混凝剂投加量优化 |
| 4.3.4 稳定性运行效果研究 |
| 4.3.5 经济效益分析 |
| 4.4 混凝作用机制研究 |
| 4.4.1 絮体的表面形态 |
| 4.4.2 混凝剂投加量对絮体生长过程的影响 |
| 4.4.3 污泥回流比例对絮体生长过程的影响 |
| 4.4.4 絮体破碎和再生过程 |
| 4.4.5 絮体的分形维数 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（8）混凝-超滤工艺中高分子助凝剂与膜污染物间的“助凝-污染”机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 混凝-超滤技术在水处理中的应用 |
| 1.2.1 超滤分类及原理 |
| 1.2.2 超滤膜污染的产生 |
| 1.2.3 混凝预处理工艺的研究现状 |
| 1.3 高分子助凝剂在混凝预处理中的应用 |
| 1.3.1 高分子助凝剂的分类及作用机理 |
| 1.3.2 高分子助凝剂在膜污染中的研究现状 |
| 1.4 膜污染监测技术 |
| 1.4.1 膜污染监测技术的研究现状 |
| 1.4.2 拉曼光谱的研究现状 |
| 1.4.3 电化学阻抗谱的研究现状 |
| 1.5 本课题的研究目的意义与内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验原水 |
| 2.1.2 超滤膜 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.2 实验装置与仪器 |
| 2.2.1 实验装置设计 |
| 2.2.2 主要仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 膜污染的在线监测方法 |
| 2.3.2 理论分析方法 |
| 2.3.3 膜清洗及污染计算方法 |
| 2.3.4 膜污染的统计分析方法 |
| 2.4 测试方法及仪器 |
| 2.4.1 通量分析 |
| 2.4.2 溶液性质指标的测定 |
| 2.4.3 超滤膜性质的测定 |
| 2.4.4 扫描电镜分析 |
| 2.4.5 原子力显微镜分析 |
| 第三章 高分子助凝剂强化的混凝-超滤过程的膜污染在线监测 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 助凝剂类型对膜污染的影响 |
| 3.2.1 投加不同类型助凝剂的膜污染层演化特征 |
| 3.2.2 投加不同类型助凝剂的膜污染成因分析 |
| 3.2.3 投加不同类型助凝剂的膜污染物迁移机制 |
| 3.3 超滤膜截留特性对膜污染的影响 |
| 3.3.1 改变超滤膜截留特性的膜污染层演化特征 |
| 3.3.2 改变超滤膜截留特性的膜污染成因分析 |
| 3.3.3 改变超滤膜截留特性的膜污染物迁移机制 |
| 3.4 助凝剂投加量对膜污染的影响 |
| 3.4.1 助凝剂过量的膜污染层演化特征 |
| 3.4.2 助凝剂过量的膜污染成因分析 |
| 3.4.3 助凝剂投过量的膜污染物迁移机制 |
| 3.5 溶液离子浓度对膜污染的影响 |
| 3.5.1 降低溶液离子浓度的膜污染层演化特征 |
| 3.5.2 降低溶液离子浓度的膜污染成因分析 |
| 3.5.3 降低溶液离子浓度的膜污染物迁移机制 |
| 3.6 钙离子对膜污染的影响 |
| 3.6.1 含钙离子的膜污染层演化特征 |
| 3.6.2 含钙离子的膜污染成因分析 |
| 3.6.3 含钙离子的膜污染物迁移机制 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 助凝剂形成的膜污染清洗效果 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 助凝剂类型对膜清洗的影响 |
| 4.2.1 扫描电镜分析 |
| 4.2.2 原子力显微镜分析 |
| 4.2.3 膜清洗效率分析 |
| 4.3 助凝剂对膜污染的贡献 |
| 4.3.1 膜通量衰减特征 |
| 4.3.2 膜污染组成分析 |
| 4.3.3 膜污染的偏相关分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与不足 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 存在的不足与建议 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况 |
| 致谢 |
（9）强化混凝耦合过滤对NDMA的去除规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 原水和微污染原水 |
| 1.1.1 基本概念 |
| 1.1.2 我国微污染原水特点 |
| 1.2 微污染原水处理手段 |
| 1.2.1 化学预氧化技术 |
| 1.2.2 混凝和强化混凝处理 |
| 1.2.3 深度处理及消毒技术 |
| 1.3 NDMA的研究进展 |
| 1.3.1 国内外水体中NDMA的发现和毒性 |
| 1.3.2 NDMA的检测方法 |
| 1.3.3 NDMA的形成控制技术 |
| 1.3.4 NDMA的去除方法及其研究进展 |
| 1.4 问题的提出 |
| 1.5 课题研究内容及研究意义 |
| 2 实验原理 |
| 2.1 混凝机理 |
| 2.2 过滤原理 |
| 2.2.1 颗粒滤料过滤原理 |
| 2.2.2 砂粒过滤床和活性炭过滤床过滤 |
| 2.2.3 膜分离技术 |
| 2.3 NDMA的固相萃取-HPLC分析方法原理 |
| 2.3.1 固相萃取技术原理 |
| 2.3.2 固相萃取-HPLC分析检测原理 |
| 3 研究思路和方案设计 |
| 3.1 实验过滤装置设计制作和操作可靠性验证 |
| 3.1.1 过滤装置设计与填料选定 |
| 3.1.2 浊度仪读数波动范围实验 |
| 3.1.3 混凝装置和操作稳定性验证 |
| 3.1.4 过滤滤料和操作稳定性验证 |
| 3.1.5 简单反冲实验对比 |
| 3.2 强化混凝耦合过滤对NDMA去除可能性的研究 |
| 3.2.1 混凝剂投加量选定 |
| 3.2.2 过滤条件选定 |
| 3.3 强化混凝耦合过滤工艺去除NDMA的工艺初步探索 |
| 3.3.1 水样选用和基本操作 |
| 3.3.2 NDMA去除工艺的初步探索 |
| 3.3.3 初步机理分析 |
| 3.4 实验研究工作路线图 |
| 4 实验部分 |
| 4.1 实验准备 |
| 4.1.1 药品与仪器 |
| 4.1.2 复合混凝剂制备 |
| 4.1.3 水质参数检测和方法 |
| 4.1.4 混凝及操作步骤 |
| 4.1.5 过滤装置的设计制作和操作步骤 |
| 4.2 混凝实验和过滤装置的操作稳定性验证结果 |
| 4.2.1 活性炭填料选择实验 |
| 4.2.2 浊度仪读数波动范围实验 |
| 4.2.3 混凝装置的操作稳定性验证实验 |
| 4.2.4 过滤装置的操作稳定性验证实验 |
| 4.2.5 反冲实验尝试 |
| 4.3 强化混凝耦合过滤对NDMA的去除可能性探索 |
| 4.3.1 混凝剂投加量选定 |
| 4.3.2 过滤材料选定 |
| 4.4 强化混凝耦合过滤对NDMA去除工艺初步探索 |
| 4.4.1 2NTU沉出水投加量探索实验 |
| 4.4.2 PDMDAAC特征粘度和质量分数影响的初步探索实验 |
| 5 问题讨论 |
| 5.1 水质参数变化和NDMA去除率之间的关系 |
| 5.1.1 强化混凝及其耦合过滤工艺对浊度和NDMA的去除效果 |
| 5.1.2 强化混凝及其耦合过滤工艺对浊度的去除效果 |
| 5.1.3 水质参数-浊度的去除率变化和NDMA去除率之间的关系 |
| 5.2 强化混凝耦合过滤对NDMA去除效果和机制推测 |
| 5.2.1 混凝过程中NDMA去除机理推测 |
| 5.2.2 过滤过程中 NDMA 去除机理推测 |
| 5.2.3 强化混凝耦合过滤对NDMA去除效果和机制推测 |
| 6 结论与创新点 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 7 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A 实验药品及仪器 |
| B NDMA分析方法 |
| C 水质分析方法 |
（10）芬顿氧化与两段混凝工艺深度处理熟料造纸染色废水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国内外造纸废水处理现状 |
| 1.2.2 混凝技术研究现状 |
| 1.2.3 高级氧化处理技术研究现状 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验用水 |
| 2.2 处理工艺确定 |
| 2.2.1 工艺选择影响因素和原则 |
| 2.2.2 芬顿氧化技术确定 |
| 2.2.3 两段混凝工艺选择原则 |
| 2.3 试验方案 |
| 2.3.1 试验药品、主要仪器及用具 |
| 2.3.2 混凝处理试验方案 |
| 2.3.3 芬顿氧化处理试验方案 |
| 2.3.4 芬顿氧化强化后段混凝处理试验方案 |
| 2.4 试验方法 |
| 2.4.1 单因素轮换试验法 |
| 2.4.2 正交试验法 |
| 2.4.3 指标测定方法 |
| 2.4.4 分析方法 |
| 3 混凝处理试验效果及影响因素研究 |
| 3.1 最佳混凝剂种类的确定 |
| 3.1.1 不同混凝剂去除熟料造纸染色废水COD效果 |
| 3.1.2 不同混凝剂去除熟料造纸染色废水色度效果 |
| 3.1.3 不同混凝剂去除熟料造纸染色废水浊度效果 |
| 3.2 pH值对混凝处理效果的影响 |
| 3.3 PAC与 PAM复配对混凝处理效果的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 芬顿氧化试验效果及影响因素研究 |
| 4.1 芬顿氧化处理熟料造纸染色废水影响因素 |
| 4.1.1 芬顿氧化影响因素 |
| 4.1.2 H_2O_2 理论投加量 |
| 4.1.3 正交试验设计 |
| 4.2 芬顿氧化单因素影响试验 |
| 4.2.1 H_2O_2 投加量对芬顿氧化处理效果的影响 |
| 4.2.2 硫酸亚铁投加量对芬顿氧化处理效果的影响 |
| 4.2.3 pH值对芬顿氧化处理效果的影响 |
| 4.2.4 反应时间对芬顿氧化处理效果的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 芬顿氧化强化混凝试验效果及影响因素研究 |
| 5.1 混凝剂的选择及投加对终端出水处理效果的影响 |
| 5.2 pH值对芬顿氧化强化混凝处理效果的影响 |
| 5.3 最佳运行条件试验效果 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
四、强化混凝工艺及对去除有机污染物的影响（论文参考文献）
- [1]饮用水源水中典型POPs有机氯农药的强化去除效能研究[D]. 刘鹏宇. 兰州交通大学, 2021(01)
- [2]氧气微纳米气泡在处理微污染水中污染物方面的研究[D]. 刘畅. 安徽建筑大学, 2021(08)
- [3]硅铝无机有机杂化絮凝剂制备及强化复杂体系污染物去除机制研究[D]. 王淑军. 山西大学, 2020
- [4]昌乐城东污水处理厂提标改造COD深度处理研究[D]. 康慧敏. 北京化工大学, 2020(02)
- [5]饮用水中消毒副产物亚硝基二苯胺的控制技术研究[D]. 周丽君. 浙江工业大学, 2020(03)
- [6]高锰酸钾-粉末活性炭联用处理南水北调水源水试验研究[D]. 碗莹. 河北工程大学, 2020(07)
- [7]污泥回流技术在南太湖地区低浊水处理的优化研究[D]. 李子佩. 浙江大学, 2020
- [8]混凝-超滤工艺中高分子助凝剂与膜污染物间的“助凝-污染”机制研究[D]. 唐娟. 天津工业大学, 2020(02)
- [9]强化混凝耦合过滤对NDMA的去除规律研究[D]. 奚一伦. 南京理工大学, 2020(01)
- [10]芬顿氧化与两段混凝工艺深度处理熟料造纸染色废水研究[D]. 贡建桥. 河北农业大学, 2019(03)
标签：pac论文; 水处理絮凝剂论文; 聚丙烯酰胺絮凝剂论文; 环境污染论文;