一、膜法处理工艺去除微污染有机物的对比研究（论文文献综述）
张晓雅[1]（2021）在《砾间接触氧化工艺河水净化应用研究》文中进行了进一步梳理本课题设计了一种垂直流态多级串联的砾间接触氧化反应器,并搭建了中试装置。现场实验研究了反应器对微污染水体强化脱氮运行过程,并建立了系统脱氮生态动力学模型,以期对微污染河水净化提供理论和技术支持。主要研究结果如下:（1）试验设计的砾间接触氧化反应器,L×B×H为12.0×2.0×1.5（m）,共有5个配水区和4个接触氧化区,按配水区到接触氧化区再到配水区的方式依次连接,并分类依次编号。砾石填充高度为1m,其中,接触氧化区1及4的砾石粒径为40～50 mm,接触氧化区2及3的砾石粒径为30～40 mm。反应器启动过程,随着挂膜时间的延长,水中污染物去除率逐渐提高,挂膜后期氨氮和COD去除率分别为85%和60%左右;镜检观察砾石表面生物膜菌落含有较多放线菌的菌丝体,并夹有许多匍匐类及附着类原生动物和少量微型后生动物,标志着生物膜结构已经达到稳定状态。（2）研究了不同运行参数对反应器处理效率的影响:分别对比了HRT为7 h、5 h、4 h和3 h;曝气条件为Ⅰ（仅接触氧化区1曝气）、Ⅱ（仅接触氧化区2曝气）、Ⅲ（接触氧化区1、2同时曝气）;配水方式为Ⅰ（配水区1、2进水,进水比例7∶3）、Ⅱ（配水区1、2进水,进水比例6∶4）、Ⅲ（配水区1、3进水,进水比例7∶3）、Ⅳ（配水区1、3单元,进水比例6∶4）每类工况下反应器出水污染物浓度及去除效率,并分析沿程氮素分布情况。综合比较,得出稳定运行阶段的较佳运行工况为:HRT为5 h,接触氧化区1曝气,配水区1、3进水,进水比例6∶4,该工况下COD、氨氮、TP、浊度、TN、硝酸盐氮的去除率分别为43.6%、80.5%、37.6%、49.2%,59.2%,42.8%,出水水质良好。（3）在试验所得的较佳运行工况下稳定运行,分析该条件下系统微生物分布状况。菌群高通量测序结果表明,系统前端生物膜中细菌的多样性及优势菌的富集情况优于后端生物膜。装置前端主要分布硝化螺旋菌（Nitrospirales）、嗜甲基菌（Methylophilales）、红环菌（Rhodocyclales）和鞘脂杆菌（Sphingobacteriales）等,这类细菌主要为好氧异养菌,可利用原水中有机物合成自身物质,具有硝化除磷等功能;而具有反硝化除磷等功能的芽孢杆菌（Gemmobacter）、红细菌（Rhodobacter）、产硫酸杆菌（Thiobacillus）等在装置后端的丰度较高,各类功能菌在系统内的合理分布实现了原水有机物高效降解及脱氮除磷。（4）建立了砾间接触氧化系统脱氮概念模型并利用Vensim软件建模。验证了模拟系统内有机氮（ON）、氨氮（NH4+-N）、硝酸盐氮（NO3﹣-N）的模型效率系数R,冬季系数分别为51.5%、61.9%、66.3%;夏季系数分别为56.3%、64.9%、70.1%。可知模型总体效率系数不高,夏季的模拟效果较冬季好。但由于进水浓度较低会将误差放大,且外界环境具有时变性,所建立的模型难以完全拟合。综上所述,本次建立的砾间接触氧化系统生态动力学模型是较为合理的。反应器采取了两端进水方式,通过改变进出水方向可以延长装置的使用寿命,减少反冲洗次数。此外,设计的多级串联工艺,除如本试验搭建的四联装置外,还可根据待处理原水的水量和污染程度,调整反应器的串联数量,以拓宽应用范围,具有十分广阔的应用前景。
孙广垠[2]（2021）在《改性组合填料生物接触氧化强化去除微污染河水氮磷效能及机理研究》文中提出微污染河流水质深度改善技术探究有助于强化水体生态功能,实现绿水青山,助力美丽中国建设。本研究选取海河流域南部重要支流滏阳河河段为研究对象,利用纤维球、聚氨酯和海绵铁分别与聚乙烯网球组合填料的生物接触氧化系统去除微污染河流氮磷污染物。基于不同填料系统对目标污染物的去除性能,对优选出的填料进行改性,考察改性后填料构建的生物接触氧化系统对目标污染物的强化去除能力、抗水质冲击与温度变化能力。通过微生物群落特征分析,揭示系统强化去除目标污染物的机理,构建ASM3-SMP模型,探讨生物接触系统对有机物转化利用的方式与途径。获得的主要研究结论如下:利用M-K模型和单因子分析等方法对目标河段的水质分布和时空变化特征进行了分析,结果表明,试验河段在2018-2020年各监测断面的CODCr浓度年际变化较大,氨氮（NH4+-N）和总氮（TN）浓度年际变化较小,总体呈现升高趋势。化学需氧量(CODCr)、NH4+-N、TN和TP各污染物指标超过《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）IV类水体标准,超标因子大小为:TN>TP>NH4+-N>CODCr。纤维球、聚氨酯和海绵铁分别与聚乙烯构成组合填料生物接触氧化去除微污染河水氮磷污染物。结果发现,聚氨酯组合填料反应器脱氮性能最好,NH4+-N和TN去除率达到85.3%、65.5%;海绵铁组合填料反应器对TP的去除率最高,去除率达到88.8%。采用化学氧化—明胶蛋白接枝法和化学氧化—铁离子覆盖法分别对聚氨酯和聚乙烯材料进行了改性。结果显示,聚乙烯网球表面覆盖了铁离子,聚氨酯材料表面粗糙度、比表面积和结构纵深增大,改性后聚氨酯内置于聚乙烯的组合填料系统,启动挂膜时间由20天缩短至13天。填充比50%和溶解氧4 mg/L条件下,系统NH4+-N、TN、TP和CODCr去除率分别提高了10.08%、9.89%、36.93%和17.84%,出水TN浓度仅为1.60 mg/L,系统抗水质冲击和温度变化的能力也相应增强。改性组合填料系统生物膜的群落分析结果表明,组合填料微生物多样性增大,Ace、Chao和Shannon指数升高。变形菌门（Proteobacteria）、厚壁菌门（Firmicutes）和硝化螺旋菌门（Nitrospirae）成为优势菌门。分析填料生物膜微生物菌群结构与功能微生物的协同作用。聚氨酯与聚乙烯填料改性组合后更易富集去除氮磷的功能性微生物菌群;AOB、NOB、反硝化菌属和除磷菌的占比由填料改性前1.32%、3.42%、8.59%和3.23%提高为2.04%、4.52%、11.33%和8.96%,系统去除氮磷的性能达到强化。将生物膜胞外聚合物（EPS）、微生物代谢产物（SMP）及XSTO三者电子转移过程与途径相耦合,构建有机物降解ASM3-SMP模型。不同组分的模拟值对参数变化的灵敏度排列如下:UAP中μH>kUAP>YH>KO;BAP中khyd;EPS中μH>kEPS>YH>KO>μEPS>YEPS>KEPS,μH>kSTO>YH。以葡萄糖为底物的试验结果与模型进行校准（r2>0.85）,附着生物膜微生物去除氮磷污染物过程外碳源主要流向规律为:UAP为9%,EPS为33%,XSTO为21%,DO为7%,新细胞合成30%。该结果表明微生物有机物合成代谢占比高,同化作用和碳源储备能力强,有利于促进氮磷的去除。该论文有图62幅,表43个,参考文献212篇。
周政[3]（2020）在《生物慢滤-超滤组合工艺处理微污染水的效能和膜污染研究》文中研究表明随着经济高速增长,地表水环境受到严重破坏,微污染水体大量出现,造成“水质性缺水”大大加剧我国水资源短缺状况。处理并回用微污染水对改善流域水环境,缓解水资源紧张状况意义深远。超滤（Ultrafiltration,UF）工艺作为“第三代水处理工艺”由于具有固液分离效率高,消毒性能好,无二次污染等优势而备受瞩目。然而超滤工艺自身对有机物的去除效果并不理想,并且在长期工艺运行中面临膜污染问题,一般需要构建组合工艺。针对微污染水高有机物、高氨氮污染的特点,本研究以活性炭、沸石为填料,设计生物慢滤池（Biological Slow Filter,BSF）作为预处理工艺,构建BSF-UF处理系统进行微污染水处理研究。通过恒通量连续流运行实验和恒压批次超滤实验,研究了BSF-UF系统的净水效能和净水特点,考察了BSF-UF系统的膜抗污染性能并对膜污染机理进行论述。对BSF-UF系统,混凝-超滤系统(混凝剂投药量0.1 mmol·L-1 Al3+的CUF1系统和0.5 mmol·L-1 Al3+的CUF2系统)和UF系统的净水效能和抗污染能力进行了对比和梳理,对不同预处理系统的膜污染机理进行了分析和探讨。研究结果与结论如下:（1）BSF不同深度对污染物具有不同的去除特征和去除机理。在前1/2段通过协同吸附作用和好氧生物降解作用,BSF对总有机碳（Total Organic Carbon,TOC）去除率达70.7%,比紫外吸光度（Specific Ultraviolet Absorbance,SUVA）去除率达87.9%。对大分子生物聚合物（30 kDa<MW<80 k Da）,腐殖质类有机物（1 kDa<MW<10 kDa）和其他小分子有机物（MW<1 kDa）均有显着的去除效果。同时通过沸石的吸附作用和硝化菌的硝化作用对氨氮的去除率达53.0%。在中间1/4段,BSF保持缺氧状态,对有机物无明显去除,磷酸盐由于聚磷菌厌氧释磷出现小幅升高。在最后1/4段,靠近液面处由于大气复氧水中溶解氧浓度上升,磷酸盐含量回落,同时水中生物聚合物大分子含量反弹,出水TOC升高。整体而言,BSF对有机物和氨氮均有良好的去除效果,但对生物聚合物大分子的去除不理想。（2）恒通量连续流实验和恒压批次超滤实验结果显示,各系统对有机物去除能力BSF-UF系统>CUF2系统>CUF1系统>UF系统。在恒通量连续流运行模式下,BSF-UF系统对TOC的总去除率达77.9%,显着高于UF系统的11.0%。在恒压批次超滤实验中,BSF-UF系统对TOC去除率达65.0%,同样显着高于UF系统的9.3%,CUF1系统的17.0%以及CUF2系统的35.0%。两种超滤实验模式下,紫外可见光光谱（Ultraviolet-Visible Spectrum,UV-Vis）,尺寸排阻色谱（Size-Exclusion Chromatography,SEC）和三维荧光光谱（Excitation Emission Matrix,EEM）结果均表明,BSF-UF系统对不同吸光度、不同分子量有机物和各种荧光性有机物均具有显着的去除效果;CUF1和CUF2系统仅对大分子生物聚合物和较高分子量腐殖质类有机物具有一定去除效果,对中、低分子量有机物去除效果较差;UF系统仅对大分子生物聚合物具有截留效果,对其他有机物无明显去除能力。（3）在恒通量连续流运行模式下,五个水力清洗周期（32天）的结果表明,BSF-UF系统的抗污染能力显着优于UF系统,并且随着运行周期的增加,BSF-UF系统对膜总污染和不可逆膜污染的缓解效果越发明显。溶解性微生物产物（Soluble Microbial Products,SMP）在两系统膜表面累积的胞外聚合物（Extracellular Polymeric Substances,EPS）中占绝对比重,对膜总污染程度有决定性作用。两系统相比,BSF-UF系统膜表面SMP含量仅为UF系统的60.0%左右,膜污染大大缓解。两系统紧密结合胞外聚合物（Tight-Bound Extracellular Polymeric Substances,TBEPS）和松散结合胞外聚合物（Loose-Bound Extracellular Polymeric Substances,LBEPS）含量大致相同,表明BSF预处理无法有效降低膜表面活性生物质的累积,从根本上解决长期生物污染问题。两系统运行初期只有较少腐殖质吸附在膜孔,对不可逆膜污染影响可忽略不计,此时不可逆膜污染主要由蛋白类有机物的膜孔堵塞造成,因此在运行初期两系统不可逆膜污染程度接近。随着运行周期增加,腐殖质类有机物在UF系统膜孔中的累积逐渐显着,而在BSF-UF系统无明显累积,导致在后续运行中UF系统不可逆膜污染明显高于UF系统。（4）在恒压批次超滤实验中,CUF2系统对膜污染的缓解效果最显着,最终膜通量是UF系统的4.3倍左右。相比之下,BSF-UF系统和CUF1系统相比UF系统膜污染程度略有改善,但不显着。对膜表面和膜孔污染物的分析表明,腐殖质类有机物对初期膜污染无显着影响。多糖、蛋白质生物聚合物大分子在膜表面和膜孔不同程度的沉积直接导致了不同程度的膜污染。膜表面多糖的累积量是蛋白的十余倍,占绝对比重,多糖含量是膜污染程度的决定性因素。研究可为BSF-UF系统在微污染水处理的应用提供新的借鉴和参考,为超滤膜污染提供新的见解和思考。
邢加建[4]（2020）在《紫外/氯预处理控制超滤膜污染的效能与机制研究》文中提出超滤技术作为第三代城市饮用水安全保障技术,在国内逐渐得到了推广和应用。超滤对于水中胶体和颗粒物的高效去除能力是其作为饮用水安全保障的屏障。然而,在国内已建成的超滤水厂生产过程中,超滤膜污染带来的运行管理问题以及对溶解性有机物去除效果不高的水质问题成为了超滤工艺进一步发展的瓶颈。在超滤膜前增加预处理单元的组合超滤净水技术是解决上述问题的一种手段。通过膜前预处理等方法对膜单元进水性质的改变,可以有效缓解膜污染并提升水质。论文以新兴的紫外/氯高级氧化技术为预处理单元核心,采用紫外/氯预氧化、紫外/氯/粉末炭吸附、亚铁协同紫外/氯作为预处理方法,系统考察紫外/氯预处理对超滤工艺的膜污染控制的影响及其作用机制。首先以典型的微污染地表水作为原水,考察了采用紫外/氯氧化作为预处理对过滤中产生的膜污染的控制效果。探究了紫外/氯联合超滤工艺作为饮用水安全保障工艺的可行性。实验结果表明,紫外/氯预氧化最高能将可逆膜阻力和不可逆膜阻力分别降低58%和35%。通过对微污染地表水中天然有机物的去除,紫外/氯氧化减少了形成膜污染物质的来源。同时,预氧化对污染物分子量的转化也改变了污染物在膜表面的附着状态。膜表面可逆污染的微观形态观察表明,紫外/氯预处理后膜表面的污染滤饼层比原水过滤更加均匀,这也表明紫外/氯预处理影响了污染物与膜的界面接触形态,形成的污染物更易被水力清洗脱除。研究亦探讨了紫外/氯预处理对微污染地表水中微污染物阿特拉津（ATZ）的去除。微量污染物由于分子量远小于超滤膜孔径,超滤膜对此类物质去除率往往低于10%,而紫外/氯联合超滤工艺对ATZ的去除率最高可达87%。氧化单元的经济概算表明紫外/氯的成本远低于紫外/双氧水的运行成本,体现了良好的工程应用前景。通过揭示紫外/氯氧化预处理对微污染地表水引起的膜污染的控制规律,阐明了紫外/氯预氧化缓解超滤膜污染的影响机制。继续以受较严重污染的水源-含藻源有机物（EOM）的地表水体作为原水,考察了紫外/氯/粉末炭吸附预处理对膜污染的控制效能。结果表明,紫外/氯/粉末炭吸附预处理的对含EOM原水造成的膜污染有良好的控制能力,有效减小了含EOM水中的典型藻源有机污染物和天然有机污染物（NOM）对膜单元的负荷。对于高EOM的地表水,工艺对水中含碳碳双键的EOM或NOM的去除尤为明显。基于吸附和氧化的双重作用,膜阻力的增加十分缓慢,以低EOM原水为例,总污染膜阻力和不可逆阻力分别比未处理原水最高可以降低63%和92%。同时,紫外/氯/粉末炭吸附工艺对超滤难以去除的藻源微量污染物微囊藻毒素（MC-LR）、ATZ以及对氯硝基苯（p-CNB）的去除效果也大幅提升至42-76%。论文明确了含EOM水中有机物组分对膜污染的影响,剖析了紫外/氯/粉末炭吸附预处理对有机物去除与膜污染缓解的联系机制。为了进一步提升紫外/氯预处理对超滤处理复杂有机水体的膜污染控制效能,在上述研究基础上,通过亚铁协同紫外/氯预处理的方式缓解膜污染并提升出水水质。实验以腐殖酸、牛血清蛋白和海藻酸钠作为典型模型有机污染物,以不同的有机物复合比例,考察亚铁协同紫外/氯对膜污染控制。同时通过解析反应过程、原水的组成成分、分子量分布以及荧光性有机物含量等指标揭示膜污染的控制机制。结果表明亚铁协同紫外/氯预处理对于复合水体中较宽分子量的有机物都有良好的去除效果,因此对于可逆与不可逆膜污染都有一定的控制。以牛血清蛋白原水为例,亚铁协同紫外/氯预处理后总膜污染阻力和不可逆膜污染阻力分别减少了83-84%和76-79%。对于海藻酸钠引起的可逆膜阻力最高可以减少96%。此外,对于腐殖酸和蛋白类占主体的原水,经过亚铁协同紫外/氯预处理后其膜污染指数可以通过荧光强度Fmax较好地推算与判断。实验通过多种比例复合水体的膜污染控制实验以及模型拟合分析,建立了亚铁协同紫外/氯预处理和复杂水体所引起的的膜污染之间的数学关联,可以针对水质的变化调整亚铁协同紫外/氯的剂量来改变污染物与膜的界面行为特征,从而高效控制膜污染。通过实验证实了亚铁与紫外/氯氧化对膜污染控制的协同效应。论文从微污染地表水的超滤处理出发,以紫外/氯氧化为预处理,实现对地表水中天然有机物造成的膜污染的有效控制。继续以紫外/氯为超滤预处理单元核心,采用紫外/氯/粉末炭吸附预处理缓解了含EOM水体引起的膜污染,并通过对藻源与天然有机物的识别以及模型拟合,揭示了紫外/氯/粉末炭吸附预处理中氧化与吸附双重作用对膜污染物质的去除规律。在此基础上,采用亚铁协同紫外/氯的膜前预处理抑制了复杂有机物原水过滤中的膜阻力快速增长。并通过对原水成分分析和膜污染机制解析阐明了亚铁协同紫外/氯对膜污染控制的一般规律与方法。
韩晓璐[5]（2020）在《循环造粒流化床同步去除水库水中浊度及有机物的试验研究》文中指出近年来,国内经济的快速发展使我国的水源水受到一定程度的污染,出现高浊、高有机物的恶化趋势。饮水安全直接影响着人类的身体健康,因此水源水质的改善已成为近几年研究的热点。循环造粒流化床作为一种新型高效固液分离技术具有处理负荷高、水质适应性强的特点,通过微砂增效循环造粒流化床并将其与PAC联用,探究其对微污染水库水中浊度及有机物的去除效果,并采用三维荧光（EEM）分析、分子量分布分析、孔隙结构分析以及表面形貌（SEM）分析对有机物的去除机理进行探究。以西安某水库水为处理对象,循环造粒流化床参数优选的结果表明PACl、1200万APAM、木质炭300目+为药剂最佳选择;PACl与PAC同时投加时水处理效果最好。微砂增效循环造粒流化床实验结果表明80-120目及120-160目微砂为最优选择,其最大上升流速为120 cm/min,PACl、PAM的最低投加量分别为10 mg/L、0.7 mg/L;最佳搅拌转速为6～9 r/min。粉末活性炭强化循环造粒流化床的实验结果表明以70-140目微砂运行时PACl、PAM及PAC的最佳投加量分别为24 mg/L、1.2 mg/L及30 mg/L,此时浊度、UV254、CODMn、DOC的去除率分别为96.45%、72.0%、71.66%、60.97%;最佳上升流速为90 cm/min。循环造粒流化床中结团体颗粒粒径存在垂向自下而上逐渐减小的现象,流化床中PAC采用间断投加方式有利于其对有机物的去除和循环造粒流化床的稳定运行。对进出水中的有机物进行三维荧光分析,发现流化床系统中结团造粒作用下出水的类富里酸和类腐殖酸的FI分别比进水降低了40.1%和43.0%;加入30 mg/L PAC后,出水的类富里酸和类腐殖酸的FI分别比原水降低了54.0%和55.3%。水库水中的有机物分子量主要分布在<1kDa和10-30kDa两个区间,循环造粒流化床系统中结团造粒作用主要去除大分子量有机物,PAC增效循环造粒流化床对<1kDa的有机物有很好的去除。粉炭强化循环造粒流化床中结团体颗粒吸附等温线接近Ⅳ型等温线,其滞后环类型为H3型,结团体颗粒中含有大量孔径在3.0～4.5 nm的孔隙,其孔径范围跨度较普通污泥更大。微砂增效形成的结团体颗粒表面呈现类似于膨润土的片状结构,投加PAC后形成明显的孔洞结构。
苏童[6]（2020）在《超滤-纳滤组合工艺处理西江水系源水适用性中试研究》文中研究说明我国水资源污染情况依旧严峻,西江水系源水中也存在有机微污染和突发污染等问题,伴随着饮用水水质标准的日趋严格和人们对优质饮用水的需求,更多的水厂在选择合适的深度处理工艺生产出优质水以适应新的饮用水水质要求。针对中山市某水厂生产优质饮用水的要求,本文主要通过中试装置验证超滤-纳滤组合工艺处理西江水系源水的适用性,为水厂提质改造提供技术支持。首先,通过小试试验对超滤膜前混凝预处理中混凝剂的种类和投量以及预处理形式进行了优化研究。结果表明,直接超滤工艺出水浊度小于0.1 NTU,对CODMn和UV254的去除率分别为13.60%和7.44%,直接超滤过程中膜通量下降现象最显着,过滤结束时膜污染阻力最大。采用混凝预处理可有效提高对有机物的去除效果,并进一步缓解膜污染。混凝剂采用聚合氯化铝在对有机物的去除和对膜污染的缓解上均优于聚合硫酸铁。提高混凝剂投加量会加强超滤组合工艺对有机物的去除,但过高的混凝剂投加量不利于缓解膜污染。混凝沉淀-砂滤预处理对膜可逆污染的缓解效果优于混凝沉淀预处理,两种预处理方式对有机物的去除效果基本相同。然后,通过中试试验对超滤和纳滤工艺中重要的运行参数进行了优化研究。结果表明,在超滤工艺试验中,膜通量、过滤周期和反冲洗时间对于超滤工艺对浊度、颗粒物和有机物的去除效果无显着影响,减小膜通量、缩短过滤周期以及延长反冲洗时间均可以一定程度上缓解超滤膜污染。在纳滤工艺试验中,提高运行压力和减小回收率均可以提高纳滤工艺对有机物、氨氮以及无机盐的去除效果,增幅在4～20%范围内,而提高运行压力和回收率会在一定程度上加重纳滤膜污染。在本试验中得益于原水水质较好,各试验组检测的纳滤浓水水质均符合《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2006）,纳滤浓水可以考虑进行回用或者直接排放。最后,以混凝沉淀-砂滤工艺和臭氧-活性炭工艺为参照,研究了超滤-纳滤组合工艺处理西江水系源水的特点以及应对突发污染的能力。结果表明,混凝沉淀-砂滤工艺能够很好的去除水中的浊度、有机物和氨氮,但是应对金属和苯系物污染的去除能力有限。增加臭氧-活性炭工艺可以进一步去除水中的浊度、有机物和氨氮,也能够一定程度上应对金属和苯系物污染。而增加超滤-纳滤工艺比增加臭氧-活性炭工艺在提高饮用水的生物和化学安全性方面更有优势。超滤-纳滤工艺出水浊度基本稳定在0.023 NTU,颗粒总数基本维持在0 CNT/m L,菌落总数、总大肠菌群和铝均低于检出限,对CODMn、UV254、TOC、氨氮、氯化物、氟化物、总硬度和硫酸盐的平均去除率分别为74.54%、99.58%、68.34%、32.51%、10.38%、35.94%、35.98%和96.10%,同时也能够一定程度上应对金属和苯系物污染,但是工艺出水中硝酸盐氮浓度会略有增加,不过仍稳定小于国标限值。超滤工艺采用气冲洗+水反冲洗+水正冲洗和纳滤工艺采用正冲洗的物理清洗方式可有效缓解膜污染,对稳定运行一个月的超滤膜和纳滤膜进行恢复性化学清洗后,超滤跨膜压差和纳滤膜通量基本恢复到初始值。
王洋[7]（2020）在《电-生物耦合技术处理分散式生活污水的试验研究》文中指出随着我国社会经济的不断发展,城市和县城污水处理率均已达到较高水平,所以增加城市和县城污水处理率已经不再是污水处理行业的主攻方向,而对于以广大农村为代表的典型区域远离城镇集中式污水管网,产生的分散式污水得不到有效收集和处理,外排污水会影响周边水体环境、危害人类健康生活,分散式污水处理成为当前亟待处理的问题。本研究针对甘肃省以农村地区为典型代表的分散式污水处理现状和要求,在目前分散式污水处理工艺发展基础上,将电-生物耦合技术引入分散式污水处理,有效提高污水的处理效果及处理效率,进一步缓解分散式污水造成的环境和健康威胁,改善地区生态环境。通过对国内外分散式污水处理技术的分析、总结,本试验将生物法和电化学法结合起来,以生物法为主,电化学法为辅,采用电-生物耦合技术对生活污水进行处理,将NH4+-N、COD、TN及TP的去除效果作为评价指标,探究电-生物耦合系统对污染物的去除效能。首先,本试验设置小试电-生物耦合反应器探究不同电压、水力停留时间及pH下对污染物的去除效果,筛选出影响电-生物耦合反应器的关键调控因子,试验同期设置对照组普通生物反应器。其次,设置了试验组静态装置（有电）和对照组静态装置（无电）,并对这两套装置污染物降解规律进行了动力学拟合及生物膜样品高通量测序,分析了污染物降解速率和微生物多样性之间的关联;最后,通过前序实验室试验,在现场进行中试扩大试验,对现有的研究成果进行中试试验验证。通过本文的研究,得到以下结论:本试验条件下,在有无外加电压、不同水力停留时间及不同进水pH作用下,NH4+-N、COD、TN和TP的去除效果均呈现显着性差异（P<0.05）,电-生物耦合反应器较普通生物反应器去除效果更好。（1）当水力停留时间为4h,进水pH为7.0左右,溶解氧为4.5mg/L左右时,施加不同外加电压后,NH4+-N、TN的去除效果变化明显,电压为2V时,NH4+-N、TN的去除效果最好,平均去除率分别为58.95%、39.29%;电压为6V时,NH4+-N、TN的去除效果急剧下降,甚至低于无外加电压下NH4+-N、TN去除效果。施加不同外加电压（2V、4V和6V）后,COD、TP的去除效果变化无明显差异,平均去除率分别在63%和19%以上,但均优于无外加电压下COD、TP去除效果。（2）当反应条件为施加电压2V,进水pH为7.0左右,溶解氧为4.5mg/L左右时,水力停留时间从2h延长至6h,除TP外,两反应器NH4+-N、COD、TN的去除效果均呈现上升趋势,电-生物耦合反应器6h平均去除率最高,分别为95.17%、73.09%、49.91%。（3）当反应条件为施加电压2V,水力停留时间为4h,溶解氧为4.5mg/L左右时,电-生物耦合反应器NH4+-N去除效果在进水pH为7时最好,平均去除率为71.52%。进水pH改变对COD去除效果并无过大的影响,pH在7-8时效果最优,平均去除率在69.67～72.3%之间。进水pH对反应器的反硝化效果有明显影响,pH为7-8时,TN去除率最好,平均去除率在45.96～50.57%之间。电-生物耦合反应器除磷效果在pH为7-8的中性偏碱性条件下较好,平均去除率在18.51～20.15%之间。（4）通过动力学分析表明,试验组和对照组装置降解废水的氨氮和COD趋势更符合一级反应动力学方程,试验组装置降解速率高于对照组。本试验条件下,随着电极间距从5cm,10cm增加到15cm,NH4+-N平均去除率从96.44%下降至83.43%,COD平均去除率从81.15%下降至74.60%,极板间距的改变对NH4+-N去除效果的影响大于COD。极板间距为5cm时的NH4+-N降解速率明显高于10cm、15cm。相较于NH4+-N降解速率,不同极板间距下的COD的降解速率差异小,10cm和15cm时的降解速率基本相差不大。同样,不同外加电压（1V、2V、3V和4V）的改变对NH4+-N去除效果的影响大于COD,电压为2V时的NH4+-N去除效果最好,平均去除率为91.73%。本试验条件下,电压在1-2V时的NH4+-N降解速率好,不同电压下的COD降解速率相差不大。（5）试验组装置（施加2.0V电压）阴级和阳极附近生物膜样品中属水平下优势菌群分别为19个属和13个属（相对丰度>1%）,门水平下优势菌群均隶属7个门（相对丰度>1%）;对照组装置（不施加电压）生物膜样品中属水平下优势菌群为9个属（相对丰度>1%）,门水平下优势菌群均隶属6个门（相对丰度>1%）。经过加电驯化后种群丰富度得到显着提高,因而出现试验组装置污染物降解速率优于对照组装置。（6）中试现场试验通过连续监测一定时间内反应装置的进、出水水质,分析中试反应条件下污染物的去除效果,验证了最优工况下反应装置对NH4+-N、COD和TN去除效果与前期试验具有一致性。另外,分析了溶解氧、温度及回流比对反应装置的去除效果的影响。试验发现溶解氧控制在5～6mg/L时,第Ⅰ、Ⅱ阶段NH4+-N、COD去除率均达到最大,但不利于装置反硝化;溶解氧控制在4～5mg/L时,第Ⅰ、Ⅱ阶段TN去除率均达到最大,分别为43.38%和49.34%。温度为25℃左右时,第Ⅰ阶段COD、NH4+-N和TN的去除率分别可以达到75.34%、93.42%和47.93%,随温度下降NH4+-N、TN去除效果较COD降低明显。COD、NH4+-N及TN在回流比为100～150%、100～150%、100%时去除效果最好,去除率最高分别可以达到82.09%、99.34%及66.64%。
李晓乐[8]（2020）在《膜法饮用水工艺中KMnO4对膜材料性能及工艺稳定性影响研究》文中研究指明以有机高分子材料为核心的低压膜法饮用水净化工艺被认为是21世纪最具前景的饮用水净化保障技术。它以出水水质好、过滤效率高、占地面积小、自动化程度高等优点引起了国内外研究学者的广泛关注。为了强化藻类、有机污染物的去除效果,提高后续混凝及膜过滤工艺的高效运行,高锰酸钾作为一种绿色、经济、方便的预氧化剂投加到膜过滤工艺的前端。然而,高锰酸钾在控制膜污染、提高膜通量的同时,对膜净水工艺中膜材料的性能及工艺稳定性的影响尚未有系统、深入的研究。从静态浸泡和动态过滤两方面入手,着重考察了高锰酸钾对聚偏氟乙烯（PVDF）改性中空纤维膜物化性能及过滤性能的影响。首先,在静态条件下,考察了高锰酸钾（KMn O4）在pH分别为5、7、9条件下对PVDF膜材料表面形貌、亲疏水性、机械强度、Zeta电位、官能团、纯水通量及膜污染行为的影响;实验结果表明:在不同pH条件下,KMn O4对PVDF膜表面的改性层及分离层造成了破坏,从而导致了膜表面不同的形貌结构、化学成分、亲疏水性及抗污染性的演变。酸性条件下,由于高锰酸钾的氧化性,PVDF膜材料的C-H键遭到破坏,引入羟基（-OH）,继续氧化生成了醛类和酮类的羰基（C=O）;而在碱性条件下,膜表面发生了脱氟化氢反应,生成了羰基（C=O）。膜污染实验表明,膜分离界面的物化性质变化严重影响了膜污染行为,随着KMn O4溶液pH降低和接触时间的增加,膜表面不可逆污染越来越严重。其次,在pH为7、室温条件下搭建了在线预氧化+混凝+超滤膜过滤系统,研究了高锰酸钾投加浓度分别为0.3、0.5、1.0mg/L工况下,PVDF膜材料表面形貌、亲疏水性、Zeta电位、官能团、通量及膜污染行为的演变及对膜工艺运行稳定性的影响。研究结果表明,与混凝+超滤膜过滤系统相比,KMn O4预氧化剂的投加在运行的前期可以改善膜出水水质、减缓膜污染,但是未完全反应的KMn O4会对改性的PVDF膜表面的改性层及分离层造成破坏,导致膜表面的形貌结构、化学成分、亲疏水性及荷电性能的变化。过滤-反洗实验表明,随着KMn O4投加量的增加,膜化学清洗周期逐渐缩短,膜过滤工艺的稳定性逐渐变差。此研究为预氧化+膜法饮用水过滤工艺中KMn O4对PVDF膜表面物化性能及工艺稳定性影响提供了数据参考。
赵晓莉[9]（2019）在《组合型三维生物膜电极反应器处理复合微污染地下水研究》文中研究指明地下水是重要的饮用水水源,但是由于生活污水的污染、氮肥的施用、苯酚等化工原料的使用,使得很多地区的地下水都受到硝酸氮和苯酚污染,并且严重影响人类健康,我国生活饮用水标准GB5749-2006中对NO3--N和苯酚的含量限值分别是10 mg/L和0.002mg/L,如何采用一体化设备同时去除复合污染地下水中的硝酸氮和苯酚是目前水处理的一个研究热点。本研究在已有资料基础上,构建了以RuO2/Ti和石墨板两种不同材料为阳极的单一三维生物膜电极反应器（Three Dimentional Biofilm Electrode Reactor）3D-BER-T和3D-BER-C,并在两者的基础上构建了组合型3D-BER-TC反应器,对复合微污染地下水中NO3--N和苯酚进行了去除研究。实验结果如下:（1）纯电化学条件下以RuO2/Ti为阳极的3D-CER-T,运行参数选择电流强度50m A、HRT选择11h、进水pH为7时,此时出水NO3--N的去除率为43.67%。出水苯酚去除率是78.25%。在同样运行参数下,通过接种在阴极和颗粒电极上负载微生物后形成的3D-BER-T反应器对NO3--N的去除率为76.45%,对苯酚去除率是81.6%。（2）纯电化学条件下,以石墨为阳极的3D-CER-C的最佳运行参数选择如下,电流强度选择50m A、HRT为11h、进水pH为7,此时出水NO3--N去除率为51.45%,苯酚去除率是55.51%。同样条件下,通过接种在阴极和颗粒电极上负载微生物后形成的3D-BER-C对地下水中NO3--N的去除率为83.01%,对苯酚去除率是76.8%。（3）实验结果显示3D-BER-T对复合污染地下水中的苯酚去除效果优于3D-BER-C,但是3D-BER-C对NO3--N的去除效果好于3D-BER-T,两种单一的反应器都不能很好地处理NO3--N和苯酚。因此为能充分发挥不同阳极反应器对水中NO3--N和苯酚去除效果的优势,本研究将3D-BER-C和3D-BER-T进行了组合并形成了组合型3D-BER-TC,此组合型反应器对复合微污染地下水中的NO3--N和苯酚的去除率分别是96.32%和95.13%。（4）从门和属的水平上分析了微生物样品中的多样性,构建了微生物门水平的样品丰度饼图和属水平样品丰度柱状图,结果表明Proteobacteria（变形菌门）、Firmicutes（厚壁菌门）、Bacteroidetes（拟杆菌门）三种菌门所占比例较大,所占比例分别为75.35%、11.96%、5.93%。属水平上能进行厌氧硝酸盐呼吸,具有反硝化作用的Hydrogenophaga（噬氢菌属）所占比例最大。实验结果说明组合型3D-BER-TC反应器能够同时去除复合微污染地下水中的NO3--N和苯酚,组合型3D-BER-TC对NO3--N和苯酚的去除率均达到95%以上。
王换男[10]（2019）在《PAC混凝剂中Al3+对超滤膜分离性能及膜污染的影响》文中进行了进一步梳理随着经济社会的不断发展,生产技术的不断提高,带来了一系列的水环境问题,给饮用水处理带来了挑战。超滤作为一种新型的水处理方式,操作简单,运行稳定,应用范围日渐广泛。而超滤过程中遇到的如膜污染等问题,一直是阻碍其发展应用的巨大障碍。在超滤工艺前增加混凝预处理工艺,凭借其处理效率高,出水水质好等优点,已经成为饮用水处理工艺中备受关注的技术手段,然而该工艺有其独特优势的同时也带来了一些挑战,如投加混凝剂后,混凝剂会在膜表面残留,成为膜表面累积污染物凝胶层和滤饼层中的一部分,加快膜污染速率,甚至一部分无法被物理清洗去除,形成加快膜老化,减少膜使用寿命的重要污染物。本课题以PAC聚合氯化铝混凝剂和PES聚醚砜超滤膜为例,探究混凝-超滤联用工艺中,PAC的加入给超滤膜分离性能带来的变化;探究Al3+与原水中有机物的相互作用机理以及Al3+自身的水解聚合反应,在膜表面残留的物理清洗无法去除的物质的主要官能团种类等,据此为PAC混凝-PES超滤联用工艺的膜污染程度的减轻提出一些建议。首先,为检测膜分离性能,测试在混凝剂最佳投加量下混凝-超滤工艺的膜通量、截留率、物理清洗可去除污染物与物理清洗不可去除污染物比例以及膜阻力分析,发现随着反应进行,膜通量逐渐下降,截留率也有所下降但幅度不大,而不可物理清洗去除物质的比例逐渐增加,膜阻力由开始的固有阻力主导逐渐转变为不可逆污染阻力主导。因此混凝-超滤联用工艺中,膜分离性能随着膜滤过程的进行而整体上逐渐降低,膜污染程度逐渐加深。其次,为探究Al3+水解聚合反应状态,进行Al-Ferron逐时络合比色实验,发现超滤膜截留的主要是中聚合态和高聚合态的Alb和Alc（Al>2）,具体产物由于反应过程十分复杂而无法得出。为探究Al3+与有机物作用后截留在膜表面的官能团种类,以便根据研究结果提出减轻膜污染程度,延长膜使用寿命的办法,本课题对不同周期过滤清洗后的膜进行ATR-FTIR傅里叶衰减全反射红外光谱分析和XPS光电子能谱分析,红外测试结果未检测到特征官能团,通过一系列实验推测可能是原水中污染物含量太少红外无法测出。通过XPS分析发现膜表面C元素含量相对减少,O、Al元素含量相对增加,证实了混凝剂的加入确实在超滤膜表面残留了物理清洗无法去除、影响膜使用的污染物。
二、膜法处理工艺去除微污染有机物的对比研究（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、膜法处理工艺去除微污染有机物的对比研究（论文提纲范文）
（1）砾间接触氧化工艺河水净化应用研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 河流水环境现状 |
| 1.2 河流水质净化方法 |
| 1.2.1 曝气复氧法 |
| 1.2.2 湿地处理法 |
| 1.2.3 生物膜法 |
| 1.3 砾间接触氧化法 |
| 1.3.1 工艺介绍 |
| 1.3.2 研究现状 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.6 创新点 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 中试装置 |
| 2.1.1 试验装置设计要点 |
| 2.1.2 材料与施工运行要点 |
| 2.1.3 结构组成 |
| 2.2 试验水质与分析方法 |
| 2.2.1 试验水质 |
| 2.2.2 水质分析方法 |
| 2.2.3 微生物群落分析方法 |
| 3 砾间接触氧化反应器启动研究 |
| 3.1 系统启动方式 |
| 3.1.1 生物膜形成过程 |
| 3.1.2 启动过程 |
| 3.2 挂膜期间污染物去除效果 |
| 3.2.1 氨氮去除效果 |
| 3.2.2 COD去除效果 |
| 3.3 挂膜期间微生物生长状况 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 砾间接触氧化反应器稳定运行研究 |
| 4.1 HRT对反应器运行影响 |
| 4.1.1 不同HRT污染物去除效果 |
| 4.1.2 不同HRT沿程氮素分布 |
| 4.2 曝气条件对反应器运行影响 |
| 4.2.1 不同曝气条件污染物去除效果 |
| 4.2.2 不同曝气条件沿程氮素分布 |
| 4.3 配水方式对反应器运行影响 |
| 4.3.1 不同配水方式污染物去除效果 |
| 4.3.2 不同配水方式沿程氮素分布 |
| 4.4 微生物群落结构特性 |
| 4.4.1 物种丰度及多样性分析 |
| 4.4.2 优势菌属与功能微生物分析 |
| 4.5 工艺优势分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 系统内氮迁移转化过程模拟 |
| 5.1 系统动力学及相关软件简述 |
| 5.2 脱氮生态动力学模型建立 |
| 5.3 系统脱氮模型构建方法 |
| 5.3.1 系统内氮质量平衡方程 |
| 5.3.2 各反应过程及其速率公式 |
| 5.4 系统动力学软件Vensim建模 |
| 5.4.1 建模步骤 |
| 5.4.2 模型参数确定方法 |
| 5.5 模型有效性验证 |
| 5.5.1 模拟值与实测值对比分析 |
| 5.5.2 模型效率分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（2）改性组合填料生物接触氧化强化去除微污染河水氮磷效能及机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 微污染河水处理技术及其发展 |
| 1.3 生物接触氧化研究现状 |
| 1.4 研究目标、内容及技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料与装置 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.3 检测项目与方法 |
| 3 试验河段水质变化和时空分布特征分析 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.2 M-K模型建立 |
| 3.3 水质时序变化分析 |
| 3.4 污染物单因子分析 |
| 3.5 污染物时空变化分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 组合填料生物接触氧化去除微污染河水氮磷性能 |
| 4.1 污染物去除性能 |
| 4.2 填料表面生物膜分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 改性组合填料生物接触氧化强化去除微污染河水氮磷性能 |
| 5.1 填料改性方法 |
| 5.2 改性填料的表征 |
| 5.3 改性组合填料生物接触氧化强化去除微污染河水氮磷性能 |
| 5.4 系统抗水质变化和温度变化的性能分析 |
| 5.5 改性组合填料表面生物膜分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 改性组合填料附着微生物种群结构和多样性 |
| 6.1 微生物种群结构与多样性 |
| 6.2 功能微生物分布与污染物去除冗余分析 |
| 6.3 生物接触氧化强化去除微污染河水氮磷机理 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 改性组合填料生物接触氧化降解微污染河水有机物ASM3-SMP模型 |
| 7.1 微生物好氧代谢动力学 |
| 7.2 微生物好氧代谢动力学模型 |
| 7.3 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（3）生物慢滤-超滤组合工艺处理微污染水的效能和膜污染研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源、背景与意义 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 微污染水概述 |
| 1.2.2 地表水处理中超滤工艺的应用现状 |
| 1.2.3 地表水处理中超滤膜污染研究进展 |
| 1.2.4 地表水处理中超滤组合工艺研究进展 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.1 实验用水 |
| 2.1.2 实验材料与试剂 |
| 2.2 实验装置与流程 |
| 2.2.1 生物慢滤-超滤和直接超滤连续流运行实验 |
| 2.2.2 生物慢滤-超滤,混凝-超滤和直接超滤恒压批次超滤实验 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 混凝烧杯实验 |
| 2.3.2 膜污染物提取方法 |
| 2.3.3 膜污染分析方法 |
| 2.3.4 分析检测方法 |
| 第三章 生物慢滤-超滤组合工艺处理微污染水的效能研究 |
| 3.1 生物慢滤池对微污染水的净水效能研究 |
| 3.1.1 生物慢滤池不同深度常规水质指标分析 |
| 3.1.2 生物慢滤池不同深度下的有机物组分的表征分析 |
| 3.2 生物慢滤-超滤和直接超滤微污染水净水效能的对比研究 |
| 3.2.1 生物慢滤-超滤和直接超滤对常规水质指标的去除比较 |
| 3.2.2 生物慢滤-超滤和直接超滤对不同有机物组分去除比较 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 生物慢滤-超滤处理微污染水的膜污染研究 |
| 4.1 膜污染物分析 |
| 4.1.1 膜表面污染物分析 |
| 4.1.2 膜孔污染物分析 |
| 4.2 膜污染模型分析 |
| 4.2.1 跨膜压差变化及膜污染阻力分析 |
| 4.2.2 膜污染指数分析 |
| 4.3 本章小节 |
| 第五章 生物慢滤-超滤与混凝-超滤处理微污染水的比较研究 |
| 5.1 混凝-超滤系统的构建 |
| 5.2 生物慢滤-超滤,混凝-超滤和直接超滤微污染水净水效能的对比研究 |
| 5.2.1 有机物去除情况分析 |
| 5.2.2 胶体性质分析 |
| 5.3 生物慢滤-超滤,混凝-超滤和直接超滤膜污染对比研究 |
| 5.3.1 膜通量的比较 |
| 5.3.2 不同系统污染膜性质的比较 |
| 5.3.3 不同系统膜污染物的比较 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历在读期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（4）紫外/氯预处理控制超滤膜污染的效能与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 超滤净水技术 |
| 1.1.1 超滤净水技术的应用 |
| 1.1.2 超滤净水技术的优势与局限 |
| 1.2 超滤膜污染研究 |
| 1.2.1 超滤膜污染的分类 |
| 1.2.2 主要膜污染物质与机制 |
| 1.3 超滤膜污染控制技术 |
| 1.3.1 膜滤运行优化与控制 |
| 1.3.2 膜前预处理 |
| 1.4 氧化与超滤联合净水技术 |
| 1.4.1 水处理中的氧化技术 |
| 1.4.2 氧化与超滤组合净水 |
| 1.4.3 协同氧化与超滤组合净水 |
| 1.5 课题的意义及主要研究内容 |
| 1.5.1 课题的来源与研究意义 |
| 1.5.2 主要研究内容和技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验药剂 |
| 2.1.2 试验用水 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.2.1 紫外/氯氧化-超滤处理装置 |
| 2.2.2 平板超滤膜系统装置 |
| 2.2.3 紫外/氯-粉末炭吸附预处理系统装置 |
| 2.3 检测方法 |
| 2.3.1 常规水质指标的检测 |
| 2.3.2 微量污染物的检测 |
| 2.3.3 消毒副产物生成势测定 |
| 2.3.4 氧化剂浓度与紫外剂量的测定 |
| 2.3.5 溶液Zeta电位的测定 |
| 2.3.6 有机物分子量分布的测定 |
| 2.3.7 膜污染物表面形态观察 |
| 2.3.8 荧光性有机物分析 |
| 2.3.9 膜表面官能团表征 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 膜污染组分分析 |
| 2.4.2 膜污染阻力计算 |
| 2.4.3 复合拟合模型分析 |
| 2.4.4 平行因子分析 |
| 第3章 紫外/氯预氧化控制超滤膜污染的效能与机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 紫外/氯预氧化对膜污染控制的控制效果 |
| 3.2.1 紫外/氯预氧化对跨膜压差的减小与对可逆性的改变 |
| 3.2.2 膜表面污染物的微观形貌分析 |
| 3.3 紫外/氯预氧化对地表水有机物的氧化降解 |
| 3.3.1 对TOC与UV_(254)的去除 |
| 3.3.2 荧光性有机物的去除 |
| 3.3.3 有机物分子量分布的改变 |
| 3.3.4 预氧化对微污染物的去除效果 |
| 3.4 不同膜前氧化预处理经济比较 |
| 3.4.1 投资与运行成本概算比较 |
| 3.4.2 总体成本比较 |
| 3.5 紫外/氯预氧化控制膜污染的机制 |
| 3.5.1 复合拟合模型解析膜污染行为 |
| 3.5.2 预氧化反应过程与膜界面行为 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 紫外/氯/粉末炭吸附预处理控制超滤膜污染的效能与机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 紫外/氯/粉末炭吸附对含EOM水引起的膜污染控制 |
| 4.2.1 对高EOM地表水引起的膜污染控制 |
| 4.2.2 对中EOM地表水引起的膜污染控制 |
| 4.2.3 对低EOM地表水引起的膜污染控制 |
| 4.3 紫外/氯-吸附对含EOM水中有机物的去除 |
| 4.3.1 对TOC和UV_(254)的去除 |
| 4.3.2 荧光性有机物的去除 |
| 4.3.3 含EOM水体中有机物分子量分布的改变 |
| 4.4 紫外/氯/粉末炭吸附对微污染物的控制 |
| 4.4.1 紫外/氯/粉末炭吸附对微囊藻毒素的去除 |
| 4.4.2 紫外/氯/粉末炭吸附对阿特拉津和对氯硝基苯去除 |
| 4.4.3 紫外/氯/粉末炭吸附对典型卤代消毒副产物的控制 |
| 4.5 紫外/氯/粉末炭吸附预处理对膜污染的控制机制 |
| 4.5.1 含EOM原水膜污染行为与进水有机物的关联 |
| 4.5.2 含EOM原水膜污染行为的模型拟合与机制 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 亚铁协同紫外/氯预处理控制超滤膜污染的效能与机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 亚铁协同紫外/氯对天然有机物引起的膜污染控制 |
| 5.2.1 对腐殖酸引起的超滤膜污染的控制 |
| 5.2.2 对牛血清蛋白引起的超滤膜污染的控制 |
| 5.2.3 对海藻酸钠引起的超滤膜污染的控制 |
| 5.2.4 对复合天然有机物引起的超滤膜污染的控制 |
| 5.3 亚铁协同紫外/氯对膜进水中复合有机物的去除 |
| 5.3.1 对TOC和UV_(254)的去除 |
| 5.3.2 荧光性有机物的去除 |
| 5.3.3 复合有机物分子量分布的改变 |
| 5.4 亚铁协同紫外/氯预处理对膜污染的控制机制 |
| 5.4.1 可逆/不可逆膜污染的表征 |
| 5.4.2 亚铁协同紫外/氯预处理反应过程解析 |
| 5.4.3 有机物指标与膜污染的相关性分析 |
| 5.4.4 亚铁协同紫外/氯预处理后膜污染物迁移的机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的论文及其他成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（5）循环造粒流化床同步去除水库水中浊度及有机物的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水源水污染现状 |
| 1.1.2 水源水治理意义 |
| 1.2 微污染原水的处理技术进展 |
| 1.3 活性炭吸附研究现状 |
| 1.3.1 活性炭结构及分类 |
| 1.3.2 活性炭吸附机理 |
| 1.3.3 活性炭应用现状 |
| 1.4 循环造粒流化床的研究进展 |
| 1.5 课题研究意义与内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验水质 |
| 2.1.2 实验药品 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 指标及测定方法 |
| 2.3 中试系统装置 |
| 3 循环造粒流化床运行参数优选及混凝实验水处理效果 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.2 药剂优选 |
| 3.2.1 不同种类混凝剂水处理效果 |
| 3.2.2 不同种类絮凝剂水处理效果 |
| 3.3 粉末活性炭种类优选 |
| 3.3.1 不同种类粉末活性炭对有机物的去除效果 |
| 3.3.2 不同目数粉末活性炭吸附有机物的动力学分析 |
| 3.4 粉末活性炭投加位置优选 |
| 3.5 混凝与粉炭结合的水处理效果 |
| 3.5.1 PACl投加量对水处理效果的影响 |
| 3.5.2 PAM投加量对水处理效果的影响 |
| 3.5.3 PAC投加量对水处理效果的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 微砂增效循环造粒流化床处理效果 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.2 不同目数微砂在不同运行参数下的水处理效果 |
| 4.3 不同目数微砂增效结果比较 |
| 4.3.1 微砂增效运行最优参数分析 |
| 4.3.2 微砂增效运行排泥颗粒粒径分析 |
| 4.4 循环造粒流化床中结团体颗粒粒径分析 |
| 4.4.1 结团体颗粒成长状况 |
| 4.4.2 搅拌转速对结团体颗粒成长的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 粉末活性炭强化循环造粒流化床处理效果及稳定性分析 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.2 药剂投加量对水处理效果的影响 |
| 5.2.1 PACl投加量对水处理效果的影响 |
| 5.2.2 PAM投加量对水处理效果的影响 |
| 5.2.3 PAC投加量对水处理效果的影响 |
| 5.3 上升流速对水处理效果的影响 |
| 5.4 粉末活性炭强化循环造粒流化床运行效果的稳定性研究 |
| 5.4.1 循环造粒流化床水处理效果稳定性分析 |
| 5.4.2 循环造粒流化床运行状态观察分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 粉末活性炭强化循环造粒流化床去除有机物机理分析 |
| 6.1 实验方法 |
| 6.2 有机物去除的三维荧光图谱分析 |
| 6.2.1 不同PACl投加量下EEM分析 |
| 6.2.2 不同PAM投加量下EEM分析 |
| 6.2.3 不同PAC投加量下EEM分析 |
| 6.3 有机物去除的分子量分析 |
| 6.3.1 UV_(254)去除的分子量分析 |
| 6.3.2 DOC去除的分子量分析 |
| 6.3.3 分子量分布的色谱分析 |
| 6.4 结团体颗粒孔隙结构特性分析 |
| 6.4.1 N_2-吸附脱附等温线分析 |
| 6.4.2 基于BJH理论的孔径分布分析 |
| 6.4.3 孔容、比表面积及平均孔径分析 |
| 6.5 结团体颗粒表面形貌分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间主要成果 |
（6）超滤-纳滤组合工艺处理西江水系源水适用性中试研究（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 我国水资源形势与污染现状 |
| 1.1.2 西江水系源水面临的挑战 |
| 1.1.3 我国饮用水水质标准的发展 |
| 1.2 饮用水处理工艺和技术研究现状 |
| 1.2.1 常规处理工艺 |
| 1.2.2 预处理工艺 |
| 1.2.3 深度处理工艺 |
| 1.3 超滤-纳滤组合工艺国内外研究现状 |
| 1.3.1 超滤-纳滤组合工艺运行参数 |
| 1.3.2 超滤-纳滤组合工艺净水效能 |
| 1.3.3 超滤-纳滤组合工艺的优点和不足 |
| 1.4 课题研究目的及意义 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究的目的及意义 |
| 1.5 主要研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 主要研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 原水水质 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.2.1 烧杯混凝试验装置 |
| 2.2.2 平板超滤膜试验装置 |
| 2.2.3 中试装置 |
| 2.3 试验材料 |
| 2.3.1 试验用膜 |
| 2.3.2 试验试剂和仪器 |
| 2.4 水质分析方法 |
| 2.4.1 常规水质指标检测方法 |
| 2.4.2 三维荧光光谱分析 |
| 2.5 膜参数分析方法 |
| 2.5.1 小试膜污染分析 |
| 2.5.2 中试膜运行参数 |
| 第3章 超滤膜前混凝预处理试验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 混凝剂种类的优选 |
| 3.2.1 混凝剂种类对净水效果的影响 |
| 3.2.2 混凝剂种类对超滤膜污染的影响 |
| 3.3 混凝剂投加量的优化 |
| 3.3.1 混凝剂投量对净水效果的影响 |
| 3.3.2 混凝剂投量对超滤膜污染的影响 |
| 3.3.3 有机物含量与膜污染指数相关性分析 |
| 3.4 混凝沉淀和混凝沉淀-砂滤预处理的对比 |
| 3.4.1 预处理形式对净水效果的影响 |
| 3.4.2 预处理形式对超滤膜污染的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 超滤-纳滤组合工艺运行参数优化研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 超滤工艺运行参数的优化 |
| 4.2.1 膜通量 |
| 4.2.2 过滤周期 |
| 4.2.3 反冲洗时间 |
| 4.3 纳滤工艺运行参数的优化 |
| 4.3.1 运行压力 |
| 4.3.2 回收率 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 超滤-纳滤组合工艺运行效能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 超滤-纳滤组合工艺净水效能分析 |
| 5.2.1 对浊度和颗粒物的去除效能 |
| 5.2.2 对有机物的去除效能 |
| 5.2.3 对氨氮和硝酸盐氮的去除效能 |
| 5.2.4 对氯化物和氟化物的去除效能 |
| 5.2.5 对硫酸盐和总硬度的去除效能 |
| 5.2.6 对微生物的去除效能 |
| 5.2.7 对荧光物质的去除效能 |
| 5.2.8 对铝的去除效能 |
| 5.3 常规工况下应对突发污染物的能力分析 |
| 5.3.1 对金属锌和锰的去除效能 |
| 5.3.2 对乙苯和二甲苯的去除效能 |
| 5.4 超滤膜和纳滤膜污染及化学清洗情况分析 |
| 5.4.1 超滤膜污染及清洗情况分析 |
| 5.4.2 纳滤膜污染及清洗情况分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（7）电-生物耦合技术处理分散式生活污水的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 分散式生活污水的处理现状 |
| 1.2.1 分散式生活污水处理的理念 |
| 1.2.2 分散式生活污水的水量水质特征 |
| 1.2.3 国外分散式生活污水处理现状 |
| 1.2.4 国内分散式生活污水处理现状 |
| 1.3 电-生物耦合技术的研究进展 |
| 1.3.1 电-生物耦合技术的工作机理 |
| 1.3.2 电-生物耦合技术的影响因素 |
| 1.3.3 电-生物耦合技术的研究进展 |
| 1.4 课题来源、研究目的意义及内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的意义 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 2 试验装置和方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.1.1 实验室小试装置 |
| 2.1.2 实验室静态装置 |
| 2.1.3 中试现场装置 |
| 2.2 污水水质和接种污泥 |
| 2.2.1 污水水质 |
| 2.2.2 接种污泥 |
| 2.2.3 运行策略 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 试验检测方法和仪器设备 |
| 2.3.2 数据整理及分析 |
| 2.4 研究方案 |
| 2.4.1 实验室小试装置 |
| 2.4.2 实验室静态装置 |
| 2.4.3 中试现场装置 |
| 3 实验室小试装置污染物降解试验研究 |
| 3.1 反应器启动过程污染物去除效能分析 |
| 3.1.1 NH_4~+-N的变化情况 |
| 3.1.2 COD的变化情况 |
| 3.1.3 两反应器挂膜分析 |
| 3.1.4 填料挂膜情况 |
| 3.2 反应器运行参数试验研究及对比 |
| 3.2.1 电压的影响 |
| 3.2.2 水力停留时间的影响 |
| 3.2.3 进水pH的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 实验室静态装置反应动力学研究及微生物多样性分析 |
| 4.1 反应动力学分析 |
| 4.1.1 反应动力学理论 |
| 4.1.2 试验结果和动力学分析 |
| 4.2 微生物多样性分析 |
| 4.2.1 属水平下微生物群落 |
| 4.2.2 门水平下微生物群落 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 中试现场装置试验运行效果分析 |
| 5.1 中试反应装置启动阶段影响因素分析 |
| 5.1.1 装置启动完成效果分析 |
| 5.1.2 DO对装置去除效能的影响 |
| 5.2 装置运行效果分析 |
| 5.2.1 COD去除效果分析 |
| 5.2.2 NH_4~+-N去除效果分析 |
| 5.2.3 TN去除效果分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论和建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（8）膜法饮用水工艺中KMnO4对膜材料性能及工艺稳定性影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 饮用水处理概况 |
| 1.2 膜法饮用水技术发展现状 |
| 1.2.1 膜分离的种类与应用 |
| 1.2.2 超滤在膜法饮用水技术中的应用 |
| 1.2.3 超滤的膜污染现象 |
| 1.2.4 超滤膜污染控制方式 |
| 1.3 预氧化技术在膜法饮用水处理中的应用现状 |
| 1.3.1 预氧化的作用与机理 |
| 1.3.2 预氧化剂的种类及其优缺点 |
| 1.3.3 高锰酸钾预氧化在膜法饮用水处理中的研究进展 |
| 1.4 膜表面物化性质的改变对膜性能及工艺的影响 |
| 1.4.1 荷电性对膜性能的影响 |
| 1.4.2 机械强度对膜性能的影响 |
| 1.4.3 亲疏水性对膜性能的影响 |
| 1.4.4 孔径对膜性能的影响 |
| 1.5 课题的提出及研究意义 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验膜材料 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.1.4 实验水质 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 实验步骤 |
| 2.3.1 PVDF膜的浸泡处理 |
| 2.3.2 膜污染评价实验 |
| 2.3.3 预氧化协同混凝实验 |
| 2.3.4 在线预氧化混凝超滤实验 |
| 2.4 实验分析及表征方法 |
| 2.4.1 实验分析方法 |
| 2.4.2 实验表征方法 |
| 第三章 静态老化过程中预氧化剂KMnO_4对PVDF膜表面物化性能和污染行为的影响 |
| 3.1 不同pH条件下KMnO_4 对膜表面形貌的影响 |
| 3.2 不同pH条件下KMnO_4 对膜表面官能团的影响 |
| 3.3 不同pH条件下KMnO_4 对膜表面接触角的影响 |
| 3.4 不同pH条件下KMnO_4 对膜纯水通量的影响 |
| 3.5 不同pH条件下KMnO_4 对膜机械性能的影响 |
| 3.6 不同pH条件下KMnO_4 对膜表面Zeta电位的影响 |
| 3.7 不同pH条件下KMnO_4 对膜抗污染行为的影响 |
| 3.8 膜可逆污染与不可逆污染分析 |
| 3.9 本章小结 |
| 第四章 在线混凝-超滤系统中预氧化剂KMnO_4对PVDF膜表面物化性能和污染行为的影响 |
| 4.1 预氧化协同混凝实验 |
| 4.1.1 单独混凝实验 |
| 4.1.2 高锰酸钾预氧化强化混凝试验 |
| 4.2 不同浓度条件下KMnO_4对水质的影响 |
| 4.3 不同浓度条件下KMnO_4对膜表面形貌的影响 |
| 4.4 不同浓度条件下KMnO_4对膜表面官能团的影响 |
| 4.5 不同浓度条件下KMnO_4对膜表面接触角的影响 |
| 4.6 不同浓度条件下KMnO_4 对膜表面Zeta的影响 |
| 4.7 不同浓度条件下KMnO_4对膜抗污染性能的影响 |
| 4.8 膜可逆污染与不可逆污染分析 |
| 4.9 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况 |
| 致谢 |
（9）组合型三维生物膜电极反应器处理复合微污染地下水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 地下水污染现状 |
| 1.1.1 地下水资源现状 |
| 1.1.2 地下水中硝酸盐的来源及危害 |
| 1.1.3 地下水中酚类物质的来源及危害 |
| 1.2 地下水中硝酸氮污染处理技术 |
| 1.2.1 物理处理技术 |
| 1.2.2 化学处理技术 |
| 1.2.3 生物处理技术 |
| 1.3 地下水中苯酚的去除技术 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 三维生物膜电极反应器 3D-BER 处理复合污染地下水 |
| 1.4.1 三维生物膜电极反应器的概念 |
| 1.4.2 三维生物膜电极反应器(3D-BER)的研究进展 |
| 1.4.3 3D-BER对水中硝酸氮和有机污染的去除 |
| 1.5 课题研究的目的、内容及意义 |
| 1.5.1 课题研究的目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验用水 |
| 2.1.2 实验化学试剂和仪器 |
| 2.2 3D-BER的形式及电极材料 |
| 2.2.1 3D-BER的构造形式 |
| 2.2.2 3D-BER的电极材料 |
| 2.3 三维生物膜电极反应器的构建 |
| 2.3.1 以RuO_2/Ti为阳极的三维生物膜电极反应器3D-BER-T建构 |
| 2.3.2 以石墨板为阳极的三维生物膜电极反应器3D-BER-C |
| 2.3.3 组合型三维生物膜电极反应器3D-BER-TC |
| 2.4 实验方法及步骤 |
| 2.4.1 颗粒活性炭预处理 |
| 2.4.2 生物膜电极反应器中微生物的接种、挂膜与驯化 |
| 2.5 水质及材料性能分析方法 |
| 2.5.1 水质指标的分析方法 |
| 2.5.2 材料性能分析方法 |
| 第3章 以RuO_2/Ti为阳极的3D-BER-T去除硝酸氮和苯酚的实验研究 |
| 3.1 3D-CER-T对硝酸氮和苯酚去除效果研究 |
| 3.1.1 电流强度对硝酸氮和苯酚去除效果的影响 |
| 3.1.2 HRT对硝酸氮和苯酚去除效果的影响 |
| 3.1.3 pH 对硝酸氮和苯酚去除率的影响 |
| 3.2 3D-BER-T对硝酸氮和苯酚去除效果研究 |
| 3.2.1 电流强度对硝酸氮和苯酚去除率的影响 |
| 3.2.2 HRT对硝酸氮和苯酚去除效果的影响 |
| 3.2.3 pH对硝酸氮和苯酚去除效果的影响 |
| 3.3 反应器电极的扫描电镜分析 |
| 3.3.1 颗粒电极负载微生物前后的扫描电镜图(SEM) |
| 3.3.2 RuO_2/Ti电极的扫描电镜图(SEM) |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 以石墨板为阳极的3D-BER-C去除硝酸氮和苯酚的实验研究 |
| 4.1 3D-CER-C对硝酸氮和苯酚的去除效果研究 |
| 4.1.1 电流强度对硝酸氮和苯酚去除率的影响 |
| 4.1.2 HRT对硝酸氮和苯酚去除率的影响 |
| 4.1.3 pH对硝酸氮和苯酚去除率的影响 |
| 4.2 3D-BER-C的运行特性研究 |
| 4.2.1 电流强度对硝酸氮和苯酚去除率的影响 |
| 4.2.2 HRT对硝酸氮和苯酚去除率的影响 |
| 4.2.3 pH对硝酸氮和苯酚去除率的影响 |
| 4.3 电极扫描电镜图 |
| 4.3.1 颗粒电极的扫描电镜图(SEM) |
| 4.3.2 反应后石墨板形态观察 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 组合型3D-BER-TC去除硝酸氮和苯酚的实验研究 |
| 5.1 组合型3D-BER-TC的构建思路 |
| 5.2 组合型3D-BER-TC的运行特性研究 |
| 5.2.1 电流强度对硝酸氮和苯酚去除率的影响 |
| 5.2.2 HRT对硝酸氮和苯酚去除率的影响 |
| 5.2.3 pH对硝酸氮和苯酚去除率的影响 |
| 5.3 组合型3D-BER-TC中微生物群落分析 |
| 5.3.1 样品采集 |
| 5.3.2 细菌群落多样性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
| 致谢 |
（10）PAC混凝剂中Al3+对超滤膜分离性能及膜污染的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国水环境现状 |
| 1.1.1 水环境污染 |
| 1.1.2 饮用水安全 |
| 1.2 膜法水处理技术概述 |
| 1.2.1 膜分离技术定义 |
| 1.2.2 膜分离技术的分类 |
| 1.2.3 膜分离技术发展现状 |
| 1.3 超滤膜分离技术 |
| 1.3.1 超滤技术原理 |
| 1.3.2 前处理工艺与超滤结合的水处理技术 |
| 1.3.3 超滤技术在水处理领域的应用现状 |
| 1.4 混凝技术 |
| 1.4.1 混凝的定义 |
| 1.4.2 混凝的作用机理 |
| 1.4.3 混凝-超滤联用技术的应用 |
| 1.5 超滤膜污染 |
| 1.5.1 超滤膜污染机理 |
| 1.5.2 超滤膜不可逆污染定义 |
| 1.5.3 超滤膜污染问题的研究现状 |
| 1.5.4 混凝-超滤联用工艺可能带来的污染问题 |
| 1.6 本课题研究意义及主要内容 |
| 1.6.1 本课题主要研究内容 |
| 1.6.2 研究目的、意义 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 1.6.4 创新之处 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验装置 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验水样 |
| 2.2.2 混凝剂最佳投加量的确定 |
| 2.2.3 PES膜纯水通量测试 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 2.3.1 Al-Ferron逐时络合比色实验 |
| 2.3.2 傅里叶变换衰减全反射红外光谱分析 |
| 2.3.3 XPS光电子能谱分析 |
| 第3章 投加PAC混凝与超滤联用工艺时膜分离性能研究 |
| 3.1 混凝-超滤实验 |
| 3.1.1 混凝实验 |
| 3.1.2 超滤实验 |
| 3.2 膜分离性能分析 |
| 3.2.1 膜通量分析 |
| 3.2.2 截留率分析 |
| 3.3 膜污染分析 |
| 3.3.1 可逆与不可逆污染分析 |
| 3.3.2 膜阻力分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 Al-Ferron逐时络合比色实验分析混凝剂形态 |
| 4.1 实验前的准备 |
| 4.1.1 所需溶液配置 |
| 4.1.2 Al标准曲线的绘制 |
| 4.1.3 工作曲线的绘制 |
| 4.2 混凝后上清液中Al~(3+)形态分析 |
| 4.3 超滤膜过滤后出水中的Al~(3+)形态分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 超滤膜表面有机污染物主要官能团分析 |
| 5.1 红外光谱分析 |
| 5.1.1 测试结果分析 |
| 5.1.2 原因分析 |
| 5.2 XPS光电子能谱分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
四、膜法处理工艺去除微污染有机物的对比研究（论文参考文献）
- [1]砾间接触氧化工艺河水净化应用研究[D]. 张晓雅. 常州大学, 2021(01)
- [2]改性组合填料生物接触氧化强化去除微污染河水氮磷效能及机理研究[D]. 孙广垠. 中国矿业大学, 2021
- [3]生物慢滤-超滤组合工艺处理微污染水的效能和膜污染研究[D]. 周政. 华东交通大学, 2020(01)
- [4]紫外/氯预处理控制超滤膜污染的效能与机制研究[D]. 邢加建. 哈尔滨工业大学, 2020
- [5]循环造粒流化床同步去除水库水中浊度及有机物的试验研究[D]. 韩晓璐. 西安建筑科技大学, 2020
- [6]超滤-纳滤组合工艺处理西江水系源水适用性中试研究[D]. 苏童. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [7]电-生物耦合技术处理分散式生活污水的试验研究[D]. 王洋. 兰州交通大学, 2020(01)
- [8]膜法饮用水工艺中KMnO4对膜材料性能及工艺稳定性影响研究[D]. 李晓乐. 天津工业大学, 2020(02)
- [9]组合型三维生物膜电极反应器处理复合微污染地下水研究[D]. 赵晓莉. 青岛理工大学, 2019(02)
- [10]PAC混凝剂中Al3+对超滤膜分离性能及膜污染的影响[D]. 王换男. 天津大学, 2019(01)