一、混凝超滤技术处理长江原水试验研究（论文文献综述）
吴亚慧[1]（2020）在《花都水厂深度处理工艺研究》文中认为本试验工艺在传统常规处理工艺的基础上,结合臭氧活性炭处理和超滤膜处理工艺,分别研究“常规处理-超滤膜处理”、“常规处理-臭氧活性炭处理”、“常规处理-臭氧活性炭处理-超滤膜处理”工艺。采用臭氧-升流式炭滤池解决降流式炭滤池末端跑炭,余臭氧残留以及水源突发性污染问题。采用超滤膜工艺去除浊度、颗粒数、微生物,解决出水水质、口感、生物泄露安全性问题,可实现直饮水。采用常规处理-臭氧炭滤池-超滤膜组合工艺,解决管网恶化、生物泄露、末端跑炭以及突发污染物问题。本试验研究结果表明:（1）“混凝沉淀-砂滤-超滤”工艺出水浊度平均0.071NTU,出水颗粒数（>2um）约为64个/m L,相对去除率高达96%以上。而该工艺对CODMn和氨氮的去除主要依靠砂滤池的表面微生物的降解作用,超滤膜系统去除效果一般。该工艺出水水质指标均完全满足《生活饮用水卫生标准》GB5749-2006中各指标的要求。（2）“混凝沉淀-超滤”工艺与“混凝沉淀-砂滤-超滤”对浊度和出水颗粒数的去除效果相差不大,说明超滤膜系统出水稳定。但是,两种工艺在相同运行参数下,“混凝沉淀-砂滤-超滤”工艺中的砂滤池在一定程度上减缓了超滤膜污染速率,膜污染速率较低、膜通量的衰减速率也较小,砂滤池对超滤膜起到了比较好的保护作用。同时,在又前砂滤池的情况下,超滤膜产水率略高、超滤膜系统的节能效果比较明显。（3）在“常规处理-升/降流式炭滤池-砂滤池”工艺中,升流式炭滤池对CODMn的去除率比降流式炭滤池高,而降流式炭滤池对氨氮的去除率比升流式略高,试验还表明,升流式炭滤池在运行中水头损失比降流式明显降低,且对微型生物的去除效果较降流式炭滤池好很多,因此,采用臭氧活性炭工艺中,选择升流式炭滤池池型。（4）采用“臭氧-升流式炭滤池”工艺时,臭氧投加量对水质的处理效果具有明显的变化。当臭氧投加量为0.5mg/L时,臭氧活性炭工艺对CODMn和TOC的去除效率最高,当臭氧投加量为0mg/L时,工艺对CODMn、TOC、UV254去除效率最低。但当臭氧投加量为0～2mg/L时,工艺对氨氮的去除效果相差不大。随着臭氧投加量的增多,余臭氧浓度逐渐升高。对比可知,当臭氧投加量为0.5～0.8mg/L时,臭氧活性炭工艺对污染物的去除效果较好,且降低了经济成本。（5）为实现更高标准的水质以及应对北江水源突发污染物问题,将常规处理工艺与臭氧活性炭和超滤膜联用,也即“常规处理-臭氧活性炭-超滤膜”工艺。臭氧活性炭工艺既有高级氧化能力,又具有吸附和生物降解组合功能,可以有效去除有机物、色度、嗅味物质等,对诸多新兴污染物都有很好的去除效果,是目前应对北江水源新兴污染物以及绝大部分突发污染物把关工艺。但是臭氧活性炭工艺的炭滤池出水存在泄漏微生物的风险,因此在炭滤池末端设置超滤膜进行把关,可有效提高自来水的生物稳定性,进一步改善自来水口感。
杨银[2]（2020）在《原水有机物特性及其对超滤膜污染的研究》文中研究指明原水中有机物的性质往往因其存在地域、季节气候以及周围环境等条件的不同存在差异,而这些有机物对超滤膜的污染行为又较为复杂。因此,了解具体原水中有机物的特性,同时开展其对超滤膜污染的研究将为缓解膜污染、推广膜技术的应用提供理论依据。本文对江西境内的赣江和鄱阳湖进行了多次取水,通过固相萃取技术将原水中的有机物进行了亲疏水性能分级,研究了不同原水中有机物的亲疏水性能;并以分级后的水样作为膜前水样,分别进行了超滤试验,考察了不同亲疏水性能的有机物对两种聚偏氟乙烯（Polyvinylidene fluoride,PVDF）超滤膜（截留分子量分别为100kDa和50kDa）的的污染特性。同时,研究还基于原水中有机物的分子量分布、荧光特性及亲疏水性能,结合Hermia膜污染模型,对不同原水中有机物所导致的膜污染机理进行了分析。主要研究结果如下:不同原水中有机物特性的研究表明,在常规水质指标方面,取水期间两地原水的浊度、UV254、DOC和ζ电位分别为:赣江:21.22 NTU,0.2067 cm-1,4.824 mg/L,-20.19mV;鄱阳湖:7.631 NTU,0.1410 cm-1,4.860mg/L,-23.01mV;在亲疏水性能方面,两处原水中强疏、弱疏、中亲和极亲组分的占比（以DOC计）分别为:赣江:40.06%,18.91%,29.69%,11.34%;鄱阳湖:34.98%,15.31%,29.92%,19.78%;赣江原水中各组分的SUVA值相对大小为:极亲(3.79 L·mg-1·m-1)>强疏(2.34 L·mg-1·m-1)>弱疏(1.73L·mg-1·m-1)>中亲(0.70 L·mg-1·m-1),而鄱阳湖原水中强疏和弱疏组分的SUVA值(分别为1.49 L·mg-1·m-1,1.51 L·mg-1·m-1)则略高于极亲和中亲组分(分别为1.00L·mg-1·m-1,0.70 L·mg-1·m-1);在分子量分布方面,赣江和鄱阳湖原水中的有机物分子量呈现出较为相似的规律,即多以中等分子量（1～10kDa）有机物为主,同时还含有少量小分子量（<1000Da）有机物,而有机物在大分子量（>10kDa）区域无响应;在有机物的荧光性质方面,两处原水均以富里酸和腐殖酸等腐殖质类疏水性有机物为主,但鄱阳湖原水中表现出的蛋白质类荧光峰较赣江原水更为明显。强疏和弱疏组分中多含富里酸和腐殖酸类有机物,但两组分中荧光峰的位置有所不同;中亲和极亲组分中则以亲水性蛋白类物质以及溶解性微生物的代谢产物（如多糖、蛋白质等）为主,同时还含有少量的腐殖质类物质。在超滤膜污染特性的研究中,赣江原水连续通过同种截留分子量超滤膜的拥有较为相似的比通量变化趋势。同一原水及各组分对两种截留分子量的超滤膜的比通量变化影响存在差异,而不同原水之间也有所不同。赣江原水及各组分通过100kDa超滤膜时,比通量下降程度的大小顺序为:中亲>强疏>原水>弱疏>极亲,中亲和极亲组分导致的末端比通量值分别为:0.71和0.82;经过50kDa超滤膜时,原水会引起更为严重的通量下降,原水引起的末端比通量值为0.63;而鄱阳湖原水及各组分对两种超滤膜比通量下降的影响较为相似,比通量下降程度的大小顺序为:原水>中亲>强疏>弱疏>极亲,原水分别对两种超滤膜的末端比通量值为:0.70和0.81。在有机物截留方面,以UV254计,赣江原水中极亲组分更容易被两种超滤膜截留,经两周期后其截留率分别为:44.04%和50.24%,而其他组分的截留率均较低,其中弱疏组分在两种超滤膜中的截留效率最低,分别为:8.14%和13.57%;鄱阳湖原水拥有较为相似的截留规律;以DOC计,两种超滤膜更倾向于截留赣江原水中的疏水性有机物,尤其是强疏组分,其拥有最高的去除率分别为:27.34%和38.54%;而两种超滤膜对鄱阳湖中的亲水性有机物也有较高的截留率,其中极亲组分的截留率分别为:13.17%和18.39%。在膜污染可逆性研究中,赣江中的强疏和中亲组分更易对100kDa超滤膜造成可逆污染,而弱疏和极亲组分更易形成不可逆污染,50kDa的超滤膜则与此正好相反;而对于鄱阳湖而言,各组分更加倾向于对100kDa超滤膜形成不可逆污染,而可逆污染更多在50kDa超滤膜上形成。膜污染阻力的试验结果表明,各组超滤试验均处在由膜固有污染阻力为主导的阶段,其值介于4.5×1011～7.8×1011m-1之间;而可逆污染阻力和不可逆污染阻力贡献较小,其值介于0×1011～3.0×1011m-1之间。膜污染物质的识别及机理分析的研究表明,疏水性中等分子量和大分子量的腐殖酸类和富里酸类有机物以及生物大分子有机物是引起膜通量下降的主要物质,这部分有机物多可通过水力反冲来清洗;而多糖类和蛋白质类有机物也会对膜污染有所贡献,这部分有机物则附着在膜孔内壁,多为不可逆膜污染;Hermia膜污染模型的拟合结果表明,两地原水及各组分的膜污染并非某种单一的膜污染机理所致,而是多种机理的共同作用,且整体上均表现为标准堵塞是主要的膜污染机理,而完全堵塞、中间堵塞和滤饼层过滤也会对膜污染有一定程度的贡献。
王博东[3]（2020）在《一体式絮体-超滤螺旋工艺构建及膜滤行为》文中认为膜法饮用水处理工艺以其优异的性能逐渐应用在实际饮用水处理工程中,但滤饼层引起的膜污染始终是影响该工艺的瓶颈。混凝以其成本较低、效果良好等优点成为膜前常用预处理工艺。目前常见的混凝-超滤工艺主要有以下几个类型:传统膜组合工艺、直接过滤膜组合工艺和一体式膜组合工艺。但无论何种组合工艺,膜组件始终静置于膜池,致使絮体形成的滤饼层逐渐成为主要污染方式。因此,利用絮体松散的特性,在一体式工艺基础上提出了利用膜池内膜组件螺旋运动调控滤饼层,进而减缓膜污染的方法。结果表明,尽管腐殖质（HA）本身易引起严重膜污染,第12天20 mg·L-1 HA导致的跨膜压差（TMP）急剧增至61.1 kPa,但注入13 mmol·L-1铁盐或铝盐絮体后,膜污染程度降低,运行第12天TMP分别降至28.4 kPa和38.2 kPa。当膜组件以24 rpm螺旋高度为1cm往复运动时,基于絮体的松散滤饼层变薄,膜污染程度进一步降低,运行12天后TMP分别降至9.1 kPa和11.5 kPa。膜组件螺旋距离和进水pH通过改变滤饼层厚度和絮体性质,成为影响膜滤行为的重要因素。计算流体力学结果表明,螺旋高度越大,超滤膜表面剪切力越大。此时滤饼层越薄,膜污染程度也越低。铁盐絮体密度相对较大,膜组件旋转时容易远离膜表面,无法有效保护超滤膜,HA去除率较低。而铝盐絮体由于密度小,膜组件旋转时离心作用对其影响不明显,仍能紧密吸附于超滤膜表面,对HA有较好地去除效果。此外,无论铁盐或铝盐絮体,对HA有好的去除效果。在此基础上,采用南水北调水（北京段）考察该工艺实用性。仅原水过膜时膜污染严重,运行8天后TMP急剧增至82.1 kPa。将铁盐或铝盐絮体以13 mmol·L-1注入膜池,调节进水p H为6.0,同时膜组件以24 rpm螺旋高度1cm往复运动,滤饼层厚度变薄,膜污染程度显着降低。运行12天后TMP分别为31.5 kPa和14.2 kPa。进一步表明一体式混凝-膜滤旋转组合工艺具有良好地应用前景,尤其铝盐存在时。
王欣怡[4]（2020）在《粉末活性炭—超滤膜反应器处理含藻水效能及膜污染特性研究》文中研究说明天然水体中由于过量营养物质（主要是指氮、磷等）的排入,引起各种水生生物、植物异常繁殖和生长,这种现象称为水体营养化。这些过量的营养物质主要来自于农田施肥、农业废弃物、生活污水和某些工业废水。我国许多江河湖泊普遍具有富营养化问题。探索出适合我国国情的、高效的、低运行成本的藻水处理技术刻不容缓。本文试验建立了实验室小试规模的浸没式超滤膜系统,在其中使用两种不同的粉末活性炭（Powdered activated carbon,PAC）投加方式:在膜表面预覆盖PAC和在反应器中预先混合PAC。通过对比试验,分析PAC投加方式对超滤膜处理含藻水性能的影响:水质变化、膜污染变化、膜清洗效果。同时,试验研究了不同存在方式下PAC颗粒对反应器中被截留藻细胞生长的影响。本文从多个角度深入探讨了PAC投加方式对膜污染变化的控制机制和关键控制因素。主要取得了以下四个方面的研究成果:（1）两种投加方式下PAC对细胞外有机物（Extracellular organic matters,EOM）的去除均有所改善,但是,PAC投加方式的改变会对膜污染产生不同影响:预混合PAC减轻了藻污染,而预覆盖PAC加快了膜污染的发展。这可能归因于污染层中藻细胞和PAC在膜表面最初分布的差异。（2）预覆盖PAC虽然避免了藻细胞和膜的接触,但加重了藻细胞的变形并阻碍了藻细胞向主体溶液的反向扩散。尽管PAC对EOM的污染仅起到了微不足道的影响,但在预覆盖PAC污染层中藻细胞和EOM的同时存在对膜污染产生了明显的协同作用。（3）不同的PAC投加方式改变了PAC和膜之间的相互影响。物理清洗很容易从膜表面去除藻细胞和预混合PAC,而物理和化学清洗均难以去除预覆盖PAC。这是因为预混合PAC的投加方式会形成多孔污染层,其较高的反向运输速率促使EOM停留在主体溶液中;相反,预覆盖PAC的投加方式会形成致密的污染层,阻碍了EOM的反向运输,导致大部分具有粘性的EOM被截留在污染层表面和内部。化学清洗时Na Cl O氧化了附着在PAC表面上的EOM,但其增强了PAC与膜之间的相互作用,导致某些PAC仍然残留在化学清洗过的膜表面上。（4）由于光照和污染层结构的变化,在PAC-超滤联用反应器中藻类细胞生长速率降低,并且这可能进一步加强两种PAC投加方式对膜污染的影响差异。
黄凯杰[5]（2020）在《重力流超滤处理含铁含锰地下水研究》文中研究表明我国农村地区主要以地下水为饮用水源,以分散式处理方式为主,而地下水中铁、锰、氨氮、致病微生物等威胁着当地的供水安全。常规水处理工艺在农村分散式供水应用中存在操作复杂、处理效能不稳定、运维量大等问题而难以在农村推广使用。结合超滤和除铁除锰滤池的工艺特性,以农村地区分散式水处理工艺的不足为问题导向,课题研发了重力流超滤技术（GDM）,兼具操作简单、低能耗、低维护等工艺特性,并成功地应用于地下水除铁除锰除氨氮,全面探究了GDM系统的除铁除锰除氨氮效能,解析了铁锰污染条件下GDM系统的通量稳定机制,形成了GDM系统除铁锰快速启动策略。GDM系统对铁有高效地去除效果,启动初期,出水中铁含量即可达标,铁离子的去除主要以化学催化氧化为主,氧化形成的终产物（氢氧化铁）絮体被超滤膜截留而实现地下水中铁的高效分离,出水中铁含量低于0.1mg/L。此外,铁氧化物在膜表面的截留还有助于膜表面滤饼层的形成。随着过滤的进行,膜表面逐渐形成了具有高效锰催化氧化的活性滤饼层,出水锰含量显着降低（<0.1mg/L）。超滤膜的材质（PVDF和PES）对GDM系统除铁锰的启动过程无显着影响,而投加活性锰氧化物可显着地缩短GDM的启动周期（仅需35天出水锰浓度即可达标）。GDM系统可高效地去除水中的颗粒物、悬浮物和胶体,出水中浊度低于0.1 NTU;且对天然有机物的具有一定的去除作用（去除率约15%）。在水温约为6.8℃,溶解氧浓度约为8.5 mg/L的条件下,GDM系统稳定运行后,其对锰离子和氨氮的极限去除浓度分别为3.2 mg/L和0.85 mg/L。铁锰污染条件下,GDM系统长期运行的通量稳定性是制约该工艺可否成功应用于地下水除铁除锰的关键。结果表明长期运行,GDM系统出水通量可达到稳定,但出水通量达到稳定状态所需时间相对较长,稳定通量水平也略微有所降低。地下水中微生物的数量、无机颗粒数量较少,水的温度较低,生物滤饼层形成的时间相对较长,且结构较为致密。投加活性锰氧化物可显着增加GDM系统中滤饼层的粗糙度、多孔性和厚度,提升稳定通量水平。超滤膜的材质对GDM系统稳定通量水平也有一定的影响,PVDF材质GDM系统的稳定通量水平略高于PES材质GDM系统的稳定通量水平;GDM系统中膜表面滤饼层中EPS含量处于较低水平,其中多糖含量远高于蛋白含量,GDM系统膜表面滤饼层中ATP浓度越高,GDM系统稳定通量水平越高。此外,GDM系统中滤饼层的组成特性和菌群分析表明,滤饼层中不仅含有大量的铁锰氧化物,还存在着铁细菌、锰氧化菌和硝化细菌等微生物。铁锰的去除机理是化学氧化作用为主,生物氧化作用为辅;氨氮的去除机理以生物氧化为主,可能存在化学催化氧化作用。本研究将GDM系统可成功应用于地下水同步除铁、锰、氨氮、浊度等污染物,形成了GDM系统快速启动策略;揭示了铁锰污染条件下,GDM系统长期运行的通量稳定机制和膜污染特性,有助于发展和完善分散式地下水膜处理理论和技术体系。
王换男[6]（2019）在《PAC混凝剂中Al3+对超滤膜分离性能及膜污染的影响》文中研究表明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。
李世琪[7]（2019）在《自来水厂反冲洗泥水处理与回用的试验研究》文中研究表明自来水厂的反冲洗泥水来自砂滤和深度处理活性炭滤池,目前大多直接排放到附近水体,带来的环境污染问题不可忽视。本文调查分析了以长江水为水源的南京市北河口水厂反冲洗泥水的水质特性:砂滤池反冲洗泥水的浊度、氨氮、总氮、总磷、CODCr的30天连续监测平均值分别为125NTU、0.05mg/L、3mg/L、0.15mg/L、7mg/L;炭滤池反冲洗泥水中颗粒物粒径集中分布于2-5μm,游离细菌平均数量为650CFU,有机物种类则以类—色氨酸和溶解性微生物产物为主。开展了砂滤反冲洗泥水的过滤处理中试研究,两种不同填料过滤柱的实验结果表明:滤速为2m3/（m2·h）时,石英砂过滤柱对浊度、氨氮、总氮、总磷、CODCr的平均去除率分别为58.6%、15%、28%、30%、29.8%;50%石英砂+50%塑料球的过滤柱对这些污染因子的去除效果更好,平均去除率分别为65.5%、35.2%、34%、42%、42.2%。,出水水质达到《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）的Ⅱ类水标准。将炭滤池反冲洗泥水与原水按不同配比混合,分析了反冲洗泥水回用作为水厂水源的可行性,结果表明:与无泥水回用的常规工艺比较,反冲洗泥水直接回用时,沉淀池出水的硝酸盐氮浓度、细菌总数这两项指标有所升高;反冲洗泥水回用,并同时进行PAC强化混凝后,沉淀池出水中与细菌总数相关的颗粒数显着降低,约为4000个/mL,而正常混凝无泥水回流时约为10000个/mL。实验探究了反冲洗泥水的超滤膜处理效果,通过检测跨膜压差及细菌总数等进出水水质指标以确定运行参数,结果表明:加入15mg/L的混凝剂PAC、预沉时间10min、通量20L/（m2·h）、工作周期60min、反冲洗强度6L/h,反冲洗时间60s的最优工况下,滤后水的细菌总数在10CFU/mL以下,类—色氨酸和溶解性微生物则基本被完全去除,可以回收到水厂清水池。研究成果为自来水厂砂滤及碳滤反冲洗泥水的处理处置提供了可供选择的技术路径。
郭小龙[8]（2019）在《在线混凝—超滤—臭氧活性炭联用工艺处理藻类微污染原水的中试研究》文中研究表明本论文采用在线混凝-超滤-臭氧活性炭联用工艺对太湖原水进行深度处理,结果归纳如下:（1）太湖原水富含大量藻类物质,藻细胞在夏季最高可达355万个/L,藻类过高会产生较多的藻毒素和嗅味物质,使得饮用水常规处理工艺出水往往不能达标。浊度、氨氮及有机物在随季节变化较大,有机物主要以亲水性为主,分子量主要分布在50010000Da。由三维荧光分析可知,可溶性有机物中芳香蛋白类物质含量最高,其积分体积占总积分体积的55.8%。（2）超滤直接过滤原水出水浊度在0.2NTU以下,但对有机物的去除有限,而在线混凝-超滤既可以有效提高对氨氮和有机物去除,还可有效减缓超滤膜污染速率。在线混凝-超滤工艺中超滤膜通量为90L/m2·h时,也能较长时间的稳定运行。在线混凝-超滤相比于直接过滤,其对氨氮、CODMn、TOC、UV254、藻类及三维荧光总积分体积的去除分别提高9%、9%、23.4%、7%及13.43%。（3）通过对氨氮、有机物及藻类的去除情况和工艺运行情况得到,在线混凝-超滤-臭氧活性炭工艺最佳运行参数为:混凝剂投加量4mg/L(以Al3+),臭氧投加量1mg/L,臭氧接触时间15min,炭层深度1m,活性炭滤速6.5m/h,空床接触时间10min。在线混凝-超滤-臭氧活性炭联用工艺对氨氮、CODMn、UV254、TOC和荧光物质总积分平均去除率分别为81.30%、63.55%、70.20%、62.05%和91.28%。对藻类物质的去除较高,对叶绿素a和藻青蛋白平均去除率分别达到了99.53%和96%。通过对比常规工艺-臭氧活性炭联用工艺和在线混凝-超滤-臭氧活性炭联用工艺,就浊度和藻类的去除来看,在线混凝-超滤-臭氧活性炭工艺出水浊度在0.1NTU以下,叶绿素a基本0检出,而常规工艺-臭氧活性炭出水浊度在0.8NTU左右,叶绿素a平均为0.25ug/L,且出水稳定性较差。就氨氮、CODMn、UV254、TOC及三维荧光的去除来看,两条工艺去除能力相当。（4）通过不同水质进水对超滤膜不可逆污染的研究,表明进水浊度和UV254与超滤不可逆污染指数无相关性,与TOC有一定的相关性,而与荧光物质有较强的相关性。通过化学清洗液分析,主造成超滤膜不可逆污染的离子有钙、钾、锰、铁和铝,其中Ca2+含量最高,平均为31.79mg/L,K+和Fe2+含量较高,平均值分别为5.39mg/L和3.44mg/L。主要造成超滤膜不可逆污染的荧光物质为芳香蛋白类物质Ⅱ、溶解性微生物代谢产物和芳香蛋白类物质Ⅰ。有机物主要为中小分子有机物。
王振北[9]（2018）在《基于铝形态影响分析的混凝超滤过程膜污染控制机制研究》文中指出随着供水安全可靠性要求越发严格,超滤应用增多。而限制超滤应用的关键因素为膜污染。混凝对于减缓膜污染具有很好地实用性。其中,铝盐混凝剂为现阶段广为应用的混凝剂,其铝形态对混凝超滤过程的效能具有较大影响。本文研究了水中污染物的组成对膜污染的影响。在此基础上对不同铝形态条件下的混凝超滤过程加以研究,并确定不同铝形态对膜表面滤饼层特性的影响。同时采用机械混凝变速沉淀工艺对不同铝形态条件下的膜污染加以研究。无机颗粒膜污染能力较低且多为可逆污染,污染最重时第三周期末端比通量为0.876,颗粒总数相近时粒度分形维数的减小致使膜污染加重。而有机物膜污染能力较强且多为不可逆污染,污染最轻时第三周期末端比通量为0.418。其中30-50kDa分子量范围有机物膜污染能力最强,<10kDa分子量范围内有机物膜污染能力最弱。水中无机颗粒与有机物共存时,无机颗粒吸附有机物使有机物浓度降低,同时有机物使无机颗粒自聚集作用减弱粒度分形维数较小。二者作用使膜污染增大但可逆性增强,可逆污染从0.396增大至0.470。探究不同水溶液条件下铝形态对混凝超滤过程的作用。发现不同铝形态各有其使膜污染减缓最佳条件,故可确立不同铝形态各自适用的水溶液条件。采用破碎重组过程优化颗粒特性以控制膜污染,发现对于多种铝形态均有任一阶段更大的速度梯度不利于生成大而疏松的絮凝体。但由于絮凝体破碎重组使有机物去除率有所上升,故在中间聚合态铝及胶体态铝条件下,絮凝体破碎重组使膜污染减缓。对比不同铝形态条件下结果,表明絮凝体破碎前及重组后中间聚合态铝均能引起最低膜污染,三周期末端比通量分别为0.770及0.791。这是由于中间聚合态铝形成的絮凝体虽然小而密实,但其对<50kDa各分子量范围内有机物的去除率均较高。建立粒度分形维数及二维分形维数与滤饼层孔隙分形维数关系并验证。首先,采用扫描电镜图像建立滤饼层特性分析方法,发现5000倍放大倍数扫描电镜图像最适于计算滤饼层特性,相对误差小于5%。而后,采用Carman-Kozeny等式计算滤饼层孔隙率并与扫描电镜图像法孔隙率对比分析,确定扫描电镜图像法计算孔隙率确实可行。进而利用扫描电镜图像法所得孔隙分形维数验证絮凝体对滤饼层影响模型。在此基础上,确认不同铝形态条件下,减小的二维分形维数及增大的粒度分形维数有利于孔隙率更大的滤饼层形成。絮凝体破碎重组时,胶体态铝条件生成二维分形维数最小为1.803且粒度分形维数最大为1.005的絮凝体,其导致滤饼层孔隙率最大为7.183%。探究预混凝方式对膜污染的控制,确立在不同铝形态条件下均有混凝超滤具有最低的不可逆膜污染,为最佳混凝超滤组合形式。但混凝沉淀超滤也具有其优势,即总的膜污染最小。而后采用机械混凝变速沉淀反应器进行研究。在混凝过程最佳速度梯度组合59-48-17s-1条件下,不同铝形态条件下均有混凝超滤不可逆膜污染仍低于混凝沉淀超滤及微絮凝超滤的不可逆膜污染,与静态试验一致。但随着变速沉淀过程中动态悬浮层的形成,混凝沉淀超滤较混凝超滤膜污染更轻。探究铝形态在形成动态悬浮层过程中的作用,胶体态铝最有利于悬浮层的形成但其初始出水效果较好,颗粒数仅1013个/ml,悬浮层拦截能力较低。而中间聚合态铝形成悬浮层能力处于中间,但其初始出水颗粒较多为1862个/ml,悬浮层拦截能力最高。采用污泥回流强化动态悬浮层,发现不同铝形态条件下污泥一次回流能使出水水质进一步优化,而污泥二次回流会致使出水水质恶化,尤其是溶解性残余铝高于0.2mg/L。对污泥回流强化混凝超滤过程的悬浮层累计机制进行分析,发现同向混凝为主要累积机制。
孙伟光[10]（2018）在《超滤膜特征有机污染物识别及膜污染控制研究》文中进行了进一步梳理水源中不同的污染物质造成的膜通量下降和膜污染的可逆性是不同的,因而识别出主要的膜污染物质对有效控制膜污染,提高膜过滤性能有重要意义。本文利用三维荧光激发-发射光谱（EEM）等检测技术,表征江河水、湖库水、污水厂二级出水三种水源水中有机污染物的组分特征及其理化性质,甄别各种水源中的主要膜污染物质,并判断不同水源中主要膜可逆/不可逆污染物组分。针对超滤膜污染受水体中有机物分子尺寸影响的问题,本文也对水体中的天然有机物（NOM）进行尺寸分级,识别出对膜污染贡献较大的组分。在识别出对超滤膜影响较大的污染物质后,利用混凝技术对超滤膜污染物模型物配水进行预处理,分析溶液化学条件对膜污染的影响,研究不同pH值、钠离子条件和钙离子浓度背景值条件下混凝对混凝-超滤工艺中膜污染的控制作用,并对超滤膜污染机理进行探讨。水中有机污染物的组分特征及其理化性质研究表明,3种天然水体中的溶解性有机物主要分布在小分子区间,污水处理厂二级出水溶解性有机物主要分布在大分子区间。统计学分析表明表征总有机物指标的TOC和UV254与可逆和不可逆膜污染不存在相关关系;对河流水、湖库水和污水处理厂二级出水进行三维荧光平行因子分析,共识别出3个荧光组分,分别代表腐殖酸、富里酸和蛋白质类物质。荧光组分和超滤膜污染相关分析结果表明,对于污水处理厂二级出水,所有三个组分都会引起不可逆污染和总膜污染,但是对于湖库水和河流水,只有蛋白质类物质与超滤膜污染之间建立了相关关系,蛋白质类物质是河流和湖库水中的主要超滤膜污染物质。荧光组分物料平衡分析结果表明,在超滤污水厂二级出水中主要的膜污染物是蛋白质。拟合分析结果表明,在天然水超滤开始阶段,主要的污染机理为膜孔堵机理,包括标准孔堵、完全孔堵和中间孔堵,而在超滤后期,天然水体的污染机理为滤饼层过滤机理。对河流水中的天然有机物进行分级,研究不同分子质量有机物对超滤膜污染的影响。结果表明,在天然水中占比较大的小分子物质（<5kDa,5-10kDa）导致较低的通量下降,污染的贡献主要是不可逆膜污染。三维荧光平行因子分析显示,小分子物质主要是腐殖酸和蛋白质类物质。相对分子质量较大的物质（50-100kDa,100kDa-0.45μm）主要是蛋白质类物质,超滤过程中会造成可逆膜污染和不可逆膜污染,导致较大的通量下降。相关分析的研究结果表明,所有的组分中蛋白质类物质都是主要的污染物,会形成总膜污染和不可逆膜污染。小分子物质包括腐殖酸类和蛋白质类物质,主要导致不可逆膜污染。对于<5kDa和100kDa-0.45μm两种组分,其主要的膜污染机理是中间孔堵和滤饼层形成,对于5-10kDa、10-50kDa和50-100kDa三种组分,其主要的膜污染机理为标准孔堵。不同孔径超滤膜污染机制分析结果表明,对于小孔径超滤膜来说,天然水在超滤过程中主要的污染机理是标准孔堵,对于大孔径超滤膜来说,主要的污染机理是中间孔堵和滤饼过滤机理。不同pH值条件下混凝对膜污染控制研究结果表明,pH值为7时,混凝能够更好的控制膜污染,改善膜通量,同时提高对污染物的截留率,机制分析表明,pH值条件下混凝通过控制污染物之间的静电斥力实现膜通量改善,pH值条件下混凝对膜污染的控制是通过控制标准孔堵、完全孔堵、中间孔堵和滤饼层四种机理共同实现的;不同Na+和Ca2+条件下混凝对膜污染控制研究结果表明,在低PACl投加条件下,低浓度的Na+和Ca2+的投加有利于混凝对膜污染的控制,在高PACl投加条件下,Na+和Ca2+的投加不利于混凝对超滤膜污染的控制,机制分析表明,不同Na+和Ca2+条件下混凝对污染物的去除主要是通过控制溶液中大分子有机物的聚合作用实现的,Na+是通过降低完全孔堵、中间孔堵和滤饼层机理实现污染的减轻,Ca2+是通过控制污染物的标准孔堵实现污染的降低。投加PACl混凝剂对超滤膜污染的控制结果表明,PACl在最佳投加量为20mg/L,PACl投加对腐殖酸膜通量的改善是通过降低污染物的标准孔堵实现的,对蛋白质通量的改善是通过降低完全孔堵实现的。
二、混凝超滤技术处理长江原水试验研究（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、混凝超滤技术处理长江原水试验研究（论文提纲范文）
（1）花都水厂深度处理工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 花都区饮用水水源污染现状与北江引水的必要性 |
| 1.1.2 北江水源水质情况 |
| 1.1.3 北江引水与花都水厂工程 |
| 1.1.4 我国饮水水质标准的发展、变化和未来发展趋势 |
| 1.2 饮用水深度处理工艺 |
| 1.2.1 臭氧活性炭工艺 |
| 1.2.2 超滤膜工艺 |
| 1.3 课题研究目的及主要内容 |
| 1.3.1 课题研究目的 |
| 1.3.2 课题研究主要内容 |
| 第二章 试验概况 |
| 2.1 工艺流程 |
| 2.2 试验装置与运行参数 |
| 2.2.1 常规处理试验装置 |
| 2.2.2 超滤膜试验装置 |
| 2.2.3 臭氧炭滤池试验装置 |
| 2.3 试验水质、检测项目与分析方法及意义 |
| 2.3.1 试验水质 |
| 2.3.2 检测项目与分析方法及意义 |
| 第三章 超滤膜深度处理工艺研究 |
| 3.1 净水效果分析 |
| 3.1.1 混凝沉淀-砂滤-超滤工艺净水效果分析 |
| 3.1.2 混凝沉淀-超滤工艺净水效果分析 |
| 3.1.3 两种工艺净水效果对比分析 |
| 3.2 两种工艺对超滤膜系统性能对比分析 |
| 3.2.1 跨膜压差 |
| 3.2.2 产水率 |
| 3.2.3 能耗 |
| 3.3 过滤时间对压力式超滤膜性能的影响 |
| 3.3.1 跨膜压差 |
| 3.3.2 产水率 |
| 3.3.3 能耗 |
| 3.4 超滤膜高通量运行试验 |
| 3.4.1 浊度 |
| 3.4.2 跨膜压差 |
| 3.4.3 产水率 |
| 3.4.4 能耗 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 臭氧活性炭深度处理工艺研究 |
| 4.1 炭滤池的升流与降流池型的对比研究 |
| 4.1.1 COD_(Mn)去除效果分析 |
| 4.1.2 氨氮去除效果分析 |
| 4.1.3 浊度去除效果分析 |
| 4.1.4 UV_(254)去除效果分析 |
| 4.1.5 炭滤池水头损失变化情况 |
| 4.1.6 炭滤池出水微型生物情况 |
| 4.1.7 升流式炭滤池吸收水中余臭氧试验研究 |
| 4.2 炭滤池工艺主臭氧投加量优化研究 |
| 4.2.1 臭氧投加量对COD_(Mn)去除效果的影响 |
| 4.2.2 臭氧投加量对UV_(254)去除效果的影响 |
| 4.2.3 臭氧投加量对TOC去除效果的影响 |
| 4.2.4 臭氧投加量对氨氮去除效果的影响 |
| 4.2.5 臭氧投加量对余臭浓度的影响 |
| 4.3 混凝沉淀-砂滤-臭氧活性炭试验研究 |
| 4.3.1 COD_(Mn)去除效果分析 |
| 4.3.2 浊度去除效果分析 |
| 4.3.3 氨氮去除效果分析 |
| 4.3.4 水头损失 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 常规处理-臭氧活性炭-超滤膜全流程工艺研究 |
| 5.1 常规处理-臭氧活性炭-超滤膜组合工艺净水试验研究 |
| 5.1.1 浊度 |
| 5.1.2 COD_(Mn) |
| 5.1.3 氨氮 |
| 5.1.4 颗粒数 |
| 5.2 常规处理(带砂滤池)-超滤膜组合工艺净水试验研究 |
| 5.2.1 浊度 |
| 5.2.2 COD_(Mn) |
| 5.2.3 氨氮 |
| 5.2.4 颗粒数 |
| 5.3 常规处理(带砂滤池)-臭氧活性炭组合工艺净水试验研究 |
| 5.3.1 浊度 |
| 5.3.2 COD_(Mn) |
| 5.3.3 氨氮 |
| 5.3.4 颗粒数 |
| 5.4 常规-臭氧活性炭-超滤膜、常规-超滤膜与常规-臭氧活性炭工艺对比分析 |
| 5.4.1 浊度 |
| 5.4.2 COD_(Mn) |
| 5.4.3 氨氮 |
| 5.4.4 颗粒数 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 结论 |
| 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（2）原水有机物特性及其对超滤膜污染的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 净水处理中膜技术的发展研究 |
| 1.1.1 膜技术的特点及应用现状 |
| 1.1.2 超滤技术的优势及挑战 |
| 1.2 超滤膜污染研究 |
| 1.2.1 主要污染物 |
| 1.2.2 主要污染机理 |
| 1.2.3 控制措施 |
| 1.3 天然有机物(NOM)在超滤膜污染中的研究 |
| 1.3.1 NOM概述 |
| 1.3.2 NOM在超滤膜污染领域的研究现状 |
| 1.3.3 NOM性质对超滤膜污染行为的影响 |
| 1.4 研究意义与内容 |
| 1.4.1 研究的目的与意义 |
| 1.4.2 研究的主要内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 试验材料和方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.2.1 有机物浓缩装置 |
| 2.2.2 亲疏水性分级系统 |
| 2.2.3 平板超滤膜试验系统 |
| 2.3 水质分析 |
| 2.3.1 常规水质指标 |
| 2.3.2 紫外可见光(UV254)吸收波长 |
| 2.3.3 溶解性有机碳(DOC) |
| 2.3.4 比紫外吸收值(SUVA) |
| 2.3.5 有机物分子量 |
| 2.3.6 有机物亲疏水性 |
| 2.3.7 三维荧光光谱(EEM) |
| 2.3.8 衰减全反射傅里叶红外光谱(ATR-FTIR) |
| 2.4 膜污染分析方法 |
| 2.4.1 膜比通量分析 |
| 2.4.2 可逆性分析 |
| 2.4.3 膜污染阻力分析 |
| 2.4.4 膜污染模型分析 |
| 第三章 不同原水中有机物的特性分析 |
| 3.1 常规水质指标分析 |
| 3.2 亲疏水性能 |
| 3.2.1 亲疏水性分级的可行性分析 |
| 3.2.2 赣江原水中有机物的亲疏水性组成情况 |
| 3.2.3 鄱阳湖原水中有机物的亲疏水性组成情况 |
| 3.3 分子量分布 |
| 3.4 全波长扫描分析 |
| 3.5 荧光性能 |
| 3.5.1 赣江原水及各组分的三维荧光分析 |
| 3.5.2 鄱阳湖原水及各组分的三维荧光分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 超滤膜污染特性研究 |
| 4.1 比通量变化分析 |
| 4.1.1 赣江原水过两种超滤膜的比通量对比 |
| 4.1.2 赣江原水及各组分过两种超滤膜的比通量变化 |
| 4.1.3 鄱阳湖原水及各组分过两种超滤膜的比通量变化 |
| 4.2 有机物去除情况 |
| 4.2.1 赣江原水及各组分过两种超滤膜的有机物去除情况 |
| 4.2.2 鄱阳湖原水及各组分过两种超滤膜的有机物去除情况 |
| 4.3 可逆性分析 |
| 4.3.1 赣江原水及各组分过两种超滤膜的可逆性 |
| 4.3.2 鄱阳湖原水及各组分过两种超滤膜的可逆性 |
| 4.4 膜污染阻力分析 |
| 4.4.1 赣江原水及各组分过两种超滤膜的膜污染阻力 |
| 4.4.2 鄱阳湖原水及各组分过两种超滤膜的膜污染阻力 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 膜污染的物质识别及机理分析 |
| 5.1 超滤前后有机物的特性分析 |
| 5.1.1 赣江超滤前后有机物的全波长扫描分析 |
| 5.1.2 赣江超滤前后有机物的荧光性质变化 |
| 5.1.3 鄱阳湖超滤前后有机物的荧光性质变化 |
| 5.2 污染膜表面官能团的分析 |
| 5.2.1 赣江原水及各组分污染后的膜表面官能团分析 |
| 5.2.2 鄱阳湖原水及各组分污染后的膜表面官能团分析 |
| 5.3 膜污染模型拟合情况分析 |
| 5.3.1 赣江原水过两种超滤膜的膜污染模型 |
| 5.3.2 赣江原水及各组分的膜污染模型 |
| 5.3.3 鄱阳湖原水及各组分的膜污染模型 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简历 在读期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（3）一体式絮体-超滤螺旋工艺构建及膜滤行为（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 超滤在饮用水处理中的应用 |
| 1.2 超滤膜污染与防治 |
| 1.2.1 超滤膜污染原理 |
| 1.2.2 超滤膜污染控制技术 |
| 1.3 混凝-超滤膜组合工艺研究进展 |
| 1.4 研究目的、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究目的和内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 絮体配置 |
| 2.1.3 腐殖酸分级 |
| 2.1.4 膜池内水流及膜表面剪切力模拟 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 分析方法 |
| 3 基于一体式铁盐絮体-超滤螺旋工艺的膜滤行为 |
| 3.1 絮体投加量的影响 |
| 3.1.1 腐殖酸去除率及分子量峰值变化 |
| 3.1.2 膜表面形貌变化 |
| 3.1.3 跨膜压差变化 |
| 3.2 膜组件螺旋距离的影响 |
| 3.2.1 膜池内水流及膜表面剪切力特征 |
| 3.2.2 腐殖酸去除率及分子量分布变化 |
| 3.2.3 膜表面滤饼层性质 |
| 3.2.4 跨膜压差变化 |
| 3.3 进水pH影响 |
| 3.3.1 铁盐絮体特征 |
| 3.3.2 腐殖酸去除率及分子量峰值变化 |
| 3.3.3 膜表面形貌变化 |
| 3.3.4 跨膜压差变化 |
| 3.3.5 出水铁含量变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 基于一体式铝盐絮体-超滤螺旋工艺的膜滤行为 |
| 4.1 絮体投加量的影响 |
| 4.1.1 腐殖酸去除率及分子量峰值变化 |
| 4.1.2 膜表面形貌变化 |
| 4.1.3 跨膜压差变化 |
| 4.2 膜组件螺旋距离的影响 |
| 4.2.1 膜池内水流特征 |
| 4.2.2 腐殖酸去除率及分子量峰值变化 |
| 4.2.3 膜表面滤饼层性质 |
| 4.2.4 跨膜压差变化 |
| 4.3 进水pH影响 |
| 4.3.1 铝盐絮体特征 |
| 4.3.2 腐殖酸去除率及分子量峰值变化 |
| 4.3.3 膜表面形貌变化 |
| 4.3.4 跨膜压差变化 |
| 4.3.5 出水铝含量变化 |
| 4.4 投加铁盐絮体与铝盐絮体的比较 |
| 4.4.1 腐殖酸去除率 |
| 4.4.2 跨膜压差 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 一体式螺旋工艺运行效能与机制 |
| 5.1 一体式铁盐絮体-膜组件螺旋工艺运行效能与机制 |
| 5.1.1 溶解性有机物去除率变化 |
| 5.1.2 滤饼层形貌的变化 |
| 5.1.3 跨膜压差变化 |
| 5.2 一体式铝盐絮体-膜组件螺旋工艺运行效能与机制 |
| 5.2.1 溶解性有机物去除率变化 |
| 5.2.2 滤饼层形貌的变化 |
| 5.2.3 跨膜压差变化 |
| 5.3 铁盐絮体与铝盐絮体的比较 |
| 5.3.1 溶剂性有机物去除率及跨膜压差的变化 |
| 5.3.2 出水铁、铝含量对比 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间主要科研成果 |
（4）粉末活性炭—超滤膜反应器处理含藻水效能及膜污染特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 当代水处理技术 |
| 1.2.1 超滤膜技术 |
| 1.2.2 超滤膜技术在水处理中的应用及其存在问题 |
| 1.2.3 预处理对超滤膜技术的影响 |
| 1.2.4 联合工艺在含藻水处理中的应用及问题 |
| 1.3 研究的主要内容和目的 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 膜材料 |
| 2.1.2 实验原水 |
| 2.1.3 PAC特点 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 吸附实验 |
| 2.2.2 污染实验 |
| 2.2.3 蠕动泵对藻细胞的影响 |
| 2.3 主要测定项目和分析方法 |
| 2.3.1 EOM水质指标测定 |
| 2.3.2 Zeta电位测定 |
| 2.3.3 接触角测定 |
| 2.3.4 表面自由能计算 |
| 2.3.5 污染率和污染阻力计算 |
| 2.3.6 污染层提取 |
| 2.3.7 分子荧光光谱分析 |
| 2.3.8 膜表面观察 |
| 3 预覆盖和预混合PAC对超滤膜处理含藻水的影响 |
| 3.1 PAC性能试验 |
| 3.2 PAC-超滤膜污染试验 |
| 3.2.1 试验原水 |
| 3.2.2 实验方案 |
| 3.3 数据整理与分析 |
| 3.3.1 EOM去除效果 |
| 3.3.2 膜表面的共聚焦激光扫描显微镜观察 |
| 3.3.3 EOM的分布 |
| 3.3.4 藻细胞的生长及其对EOM分布的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 PAC对藻源膜污染的控制机制 |
| 4.1 实验条件 |
| 4.2 数据整理与分析 |
| 4.2.1 PAC对藻液污染和污染物去除的影响 |
| 4.2.2 滤饼层分子的观察 |
| 4.2.3 PAC对藻细胞和EOM污染的影响 |
| 4.2.4 PAC-UF系统中的藻类污染机制 |
| 4.2.5 PAC在膜表面的不可逆沉积 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（5）重力流超滤处理含铁含锰地下水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 地下水资源现状 |
| 1.1.1 地下水资源利用现状 |
| 1.1.2 地下水中铁锰氨氮污染现状及危害 |
| 1.2 除铁锰工艺研究进展 |
| 1.2.1 除铁锰工艺研究进展 |
| 1.2.2 除氨氮工艺研究进展 |
| 1.3 超滤技术研究进展 |
| 1.3.1 超滤技术在饮用水处理领域应用 |
| 1.3.2 超滤技术在饮用水中的优势及局限性 |
| 1.3.3 超滤膜污染及控制策略 |
| 1.4 重力流超滤技术研究现状 |
| 1.4.1 重力流超滤技术原理 |
| 1.4.2 重力流超滤技术应用现状 |
| 1.5 课题的意义及主要研究内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 课题意义 |
| 1.5.3 主要研究内容及技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.1.1 静态实验装置 |
| 2.1.2 重力流超滤装置 |
| 2.1.3 超滤膜性质 |
| 2.1.4 试验用水 |
| 2.2 运行条件 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 常规水质检测项目及方法 |
| 2.3.2 滤饼层结构与组成分析 |
| 2.3.3 超滤膜污染模型分析 |
| 2.3.4 微生物群落结构解析方法 |
| 第3章 GDM系统的快速启动 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 锰氧化物除锰特性研究 |
| 3.3 GDM系统快速启动影响因素 |
| 3.3.1 超滤膜材质对GDM系统启动的影响 |
| 3.3.2 锰氧化物对GDM系统启动影响 |
| 3.4 GDM系统启动过程中对浊度有机物去除效果 |
| 3.4.1 GDM系统对浊度去除效果 |
| 3.4.2 GDM系统对有机物的去除效能 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 GDM系统除铁锰氨氮的效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 GDM系统对锰的极限去除浓度 |
| 4.2.1 GDM系统除锰的效果 |
| 4.2.2 GDM系统除铁的效果 |
| 4.2.3 GDM系统除氨氮的效果 |
| 4.3 GDM系统对氨氮的极限去除浓度 |
| 4.3.1 GDM系统除氨氮的效果 |
| 4.3.2 GDM系统除铁的效果 |
| 4.3.3 GDM系统除锰的效果 |
| 4.4 除铁锰氨氮机理研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 GDM系统通量稳定机理的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 GDM系统通量稳定性分析 |
| 5.2.1 膜通量稳定性 |
| 5.2.2 膜过滤阻力 |
| 5.2.3 污染模型分析 |
| 5.3 GDM滤饼层结构与组成特性分析 |
| 5.3.1 滤饼层形态结构特性分析 |
| 5.3.2 滤饼层元素分布 |
| 5.3.3 滤饼层生物活性 |
| 5.3.4 滤饼层EPS分析 |
| 5.4 GDM滤饼层中菌群分布 |
| 5.4.1 滤饼层中微生物的多样性与丰富度分析 |
| 5.4.2 滤饼层中微生物群落结构分析 |
| 5.5 GDM通量稳定机理 |
| 5.6 经济效益分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）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 |
（7）自来水厂反冲洗泥水处理与回用的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 反冲洗泥水国内外现有处理技术 |
| 1.2.2 反冲洗泥水的应用价值分析 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 检测方法 |
| 第二章 自来水厂反冲洗泥水水质特性分析 |
| 2.1 砂滤池反冲洗泥水水质特性 |
| 2.1.1 浊度分析 |
| 2.1.2 含氮污染物分析 |
| 2.1.3 总磷分析 |
| 2.1.4 有机物分析 |
| 2.2 炭滤池反冲洗泥水水质特性 |
| 2.2.1 颗粒物分析 |
| 2.2.2 细菌数量分析 |
| 2.2.3 有机物分析 |
| 第三章 砂滤池反冲洗泥水过滤处理试验 |
| 3.1 试验方法及内容 |
| 3.2 滤柱净化效能分析 |
| 3.2.1 滤柱对浊度的去除效能 |
| 3.2.2 滤柱对含氮污染物的去除效能 |
| 3.2.3 滤柱对总磷的去除效能 |
| 3.2.4 滤柱对有机物的去除效能 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 炭滤池反冲洗泥水的回用试验 |
| 4.1 试验方法及内容 |
| 4.2 反冲洗泥水回用效能研究 |
| 4.2.1 反冲洗泥水回用的化学安全性分析 |
| 4.2.2 反冲洗泥水回用的生物安全性分析 |
| 4.2.3 反冲洗泥水回用的控制指标 |
| 4.3 回用与强化混凝组合的效能分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 炭滤池反冲洗泥水的膜处理试验 |
| 5.1 试验方法及内容 |
| 5.2 反冲洗泥水沉降性能分析 |
| 5.3 混凝参数的确定 |
| 5.3.1 混凝剂量的确定 |
| 5.3.2 预沉淀时间的确定 |
| 5.4 超滤膜运行工况的确定 |
| 5.4.1 超滤膜运行通量的确定 |
| 5.4.2 超滤膜运行周期的确定 |
| 5.4.3 超滤膜反冲洗时间的确定 |
| 5.4.4 超滤工况运行的跨膜压差变化 |
| 5.5 超滤工艺净化效能分析 |
| 5.5.1 超滤工艺对颗粒物的去除效能 |
| 5.5.2 超滤工艺对细菌的去除效能 |
| 5.5.3 超滤工艺不同阶段有机物特性变化分析 |
| 5.6 超滤工艺回收反冲洗泥水的三卤甲烷生成势变化分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 附件 |
（8）在线混凝—超滤—臭氧活性炭联用工艺处理藻类微污染原水的中试研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 常用含藻水处理技术 |
| 1.1.1 常规工艺 |
| 1.1.2 常规工艺局限性 |
| 1.2 改进常规工艺 |
| 1.2.1 强化常规工艺 |
| 1.2.2 预处理技术 |
| 1.3 深度饮用水处理技术 |
| 1.3.1 臭氧活性炭 |
| 1.3.2 膜分离技术 |
| 1.4 藻类去除方法 |
| 1.4.1 氧化法 |
| 1.4.2 气浮法 |
| 1.4.3 生物法 |
| 1.4.4 混凝沉淀法 |
| 1.4.5 活性炭吸附法 |
| 1.4.6 膜滤法 |
| 1.5 课题研究的目的及意义 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究目的及意义 |
| 1.5.3 研究的内容 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 超滤膜 |
| 2.1.2 混凝剂 |
| 2.1.3 臭氧及活性炭 |
| 2.2 处理原水水质 |
| 2.2.1 常规水质分析 |
| 2.2.2 三维荧光分析 |
| 2.2.3 分子量分布 |
| 2.3 实验装置 |
| 2.3.1 超滤处理原水中试装置 |
| 2.3.2 在线混凝-超滤-臭氧活性炭联用中试装置 |
| 2.3.3 超滤不可逆污染实验小试装置 |
| 2.3.4 常规工艺-臭氧活性炭工艺中试装置 |
| 2.4 测定分析方法 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 在线混凝与直接过滤的对比 |
| 3.1 工艺运行情况 |
| 3.2 氨氮的去除效果对比 |
| 3.3 有机物去除效果对比 |
| 3.4 藻细胞浓度的去除 |
| 3.5 三维荧光分析 |
| 3.6 分子量分布分析 |
| 3.7 亲疏水性分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 在线混凝-超滤-臭氧活性炭工艺对太湖原水处理效果 |
| 4.1 活性炭挂膜研究 |
| 4.2 主要参数的确定 |
| 4.2.1 EBCT的确定 |
| 4.2.2 炭层深度的确定 |
| 4.2.3 臭氧投加量确定 |
| 4.3 在线混凝-超滤-臭氧活性炭工艺净水效果 |
| 4.3.1 氨氮的去除 |
| 4.3.2 有机物的去除 |
| 4.3.3 藻细胞的去除 |
| 4.3.4 三维荧光光谱分析 |
| 4.3.5 分子量分布 |
| 4.4 在线混凝-超滤-臭氧活性炭与常规工艺-臭氧活性炭工艺对比 |
| 4.4.1 浊度的去除 |
| 4.4.2 氨氮的去除 |
| 4.4.3 有机物的去除 |
| 4.4.4 藻细胞去除对比 |
| 4.4.5 三维荧光分析比较 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 超滤膜不可逆污染的研究 |
| 5.1 不可逆污染指数(HIFI)与水样水质的关系 |
| 5.1.1 不可逆污染指数(HIFI)的确定 |
| 5.1.2 与进水浊度及有机物的关系 |
| 5.1.3 与进水三维荧光的关系 |
| 5.1.4 进水分子量分布分析 |
| 5.2 化学清洗液分析 |
| 5.2.1 不同清洗对恢复TMP效果分析 |
| 5.2.2 清洗液ICP分析 |
| 5.2.3 清洗液三维荧光分析 |
| 5.2.4 清洗液分子量分布分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 结论 |
| 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（9）基于铝形态影响分析的混凝超滤过程膜污染控制机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究的目的与意义 |
| 1.2 超滤技术应用现状与研究进展 |
| 1.2.1 超滤技术应用历程 |
| 1.2.2 超滤膜污染研究进展 |
| 1.2.3 超滤膜污染控制策略 |
| 1.3 混凝超滤工艺的研究进展 |
| 1.3.1 混凝超滤组合形式 |
| 1.3.2 混凝超滤过程影响因素 |
| 1.3.3 混凝剂对混凝超滤过程的影响 |
| 1.3.4 混凝超滤过程膜污染机制分析 |
| 1.4 铝盐混凝剂在混凝超滤过程中的应用研究 |
| 1.4.1 铝盐混凝剂及其铝形态分布 |
| 1.4.2 铝形态对混凝超滤过程影响 |
| 1.4.3 铝盐混凝剂应用于混凝超滤过程中存在问题 |
| 1.5 课题来源及主要研究内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 本研究的主要内容 |
| 1.5.3 本研究的技术路线 |
| 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 原水配制 |
| 2.1.3 混凝剂配制方法及其特性 |
| 2.1.4 其它药剂配制 |
| 2.2 试验仪器及装置 |
| 2.2.1 试验仪器 |
| 2.2.2 试验装置 |
| 2.2.3 试验流程 |
| 2.3 颗粒特性检测系统及方法 |
| 2.3.1 检测系统 |
| 2.3.2 絮凝体特征参数计算 |
| 2.3.3 颗粒数目及特征参数计算 |
| 2.4 膜污染分析方法 |
| 2.4.1 总污染分析方法 |
| 2.4.2 膜污染可逆性分析方法 |
| 2.4.3 膜污染阻力分析方法 |
| 2.5 其它指标分析方法 |
| 2.5.1 有机物分子量分布 |
| 2.5.2 扫描电镜观察 |
| 2.5.3 常规水质指标分析 |
| 第3章 水中颗粒物对膜污染的影响研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 水中无机颗粒膜污染分析 |
| 3.2.1 水中无机颗粒粒度分布 |
| 3.2.2 水中无机颗粒膜污染特性 |
| 3.2.3 反洗液中无机颗粒特性分析 |
| 3.2.4 反洗后膜表面形态分析 |
| 3.2.5 膜污染阻力分析 |
| 3.3 水中有机物膜污染分析 |
| 3.3.1 水中有机物分子量分布 |
| 3.3.2 有机物分子量分布对膜污染的影响 |
| 3.3.3 有机物分子量分布对膜表面形态影响 |
| 3.3.4 膜污染阻力分析 |
| 3.4 水中无机颗粒与有机物复合膜污染分析 |
| 3.4.1 无机颗粒特性分析 |
| 3.4.2 有机物对无机颗粒特性影响 |
| 3.4.3 无机颗粒对有机物特性影响 |
| 3.4.4 无机颗粒与有机物复合膜污染特性 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 铝形态对混凝超滤过程的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 铝形态对混凝效能影响研究 |
| 4.2.1 不同药剂量情况下铝形态影响 |
| 4.2.2 不同pH情况下铝形态影响 |
| 4.2.3 不同初始颗粒数情况下铝形态影响 |
| 4.2.4 不同有机物浓度情况下铝形态影响 |
| 4.3 铝形态对混凝过程中絮凝体特性的影响 |
| 4.3.1 铝形态对不同药剂量情况下絮凝体的影响 |
| 4.3.2 铝形态对不同pH情况下絮凝体的影响 |
| 4.3.3 铝形态对不同初始颗粒数情况下絮凝体的影响 |
| 4.3.4 铝形态对不同有机物浓度情况下絮凝体的影响 |
| 4.4 铝形态对膜污染的影响 |
| 4.4.1 不同药剂量情况下膜污染特性 |
| 4.4.2 不同pH情况下膜污染特性 |
| 4.4.3 不同初始颗粒数情况下膜污染特性 |
| 4.4.4 不同有机物浓度情况下膜污染特性 |
| 4.5 铝形态对絮凝体破碎重组强化混凝超滤过程影响研究 |
| 4.5.1 速度梯度对絮凝体特性影响 |
| 4.5.2 二次加药对絮凝体特性影响 |
| 4.5.3 铝形态对絮凝体破碎重组时絮凝体特性影响 |
| 4.5.4 铝形态对絮凝体破碎重组时有机物去除影响 |
| 4.5.5 铝形态对絮凝体破碎重组时膜污染特性影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 铝形态对膜表面滤饼层特性影响机制分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 絮凝体特性对滤饼层特性影响模型建立 |
| 5.3 滤饼层特性分析方法建立 |
| 5.3.1 扫描电镜图片的阈值化 |
| 5.3.2 滤饼层特性准确性分析 |
| 5.3.3 滤饼层分形特性确立 |
| 5.4 Carman-Kozeny等式对滤饼层孔隙率计算结果的验证 |
| 5.4.1 基于Carman-Kozeny等式的滤饼层孔隙率计算 |
| 5.4.2 验证分析 |
| 5.5 絮凝体特性对滤饼层特性影响模型的验证 |
| 5.6 铝形态对滤饼层孔隙率影响机制分析 |
| 5.6.1 最佳药剂量条件下铝形态对滤饼层的影响分析 |
| 5.6.2 破碎重组条件下铝形态对滤饼层的影响分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 铝形态对机械混凝变速沉淀工艺的混凝超滤过程影响研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 预混凝方式对超滤过程影响研究 |
| 6.2.1 预混凝过程中颗粒特性演变 |
| 6.2.2 预混凝过程中有机物去除 |
| 6.2.3 不同铝形态条件下预混凝方式对膜比通量影响 |
| 6.2.4 不同铝形态条件下预混凝方式对膜污染可逆性影响 |
| 6.3 混凝沉淀过程各阶段水质特性及相应膜污染分析 |
| 6.3.1 混凝过程中应用的速度梯度组合的确定 |
| 6.3.2 不同铝形态条件下颗粒特性随混凝沉淀过程变化 |
| 6.3.3 不同铝形态条件下水质参数随混凝沉淀过程变化 |
| 6.3.4 不同铝形态条件下混凝沉淀过程不同阶段水样膜污染分析 |
| 6.4 铝形态对动态悬浮层的形成及相应膜污染的影响 |
| 6.4.1 铝形态对悬浮层效能影响 |
| 6.4.2 悬浮层作用下膜污染可逆性分析 |
| 6.4.3 铝形态对悬浮层累积影响 |
| 6.5 不同铝形态条件下污泥回流对混凝沉淀超滤过程影响 |
| 6.5.1 污泥回流条件设置 |
| 6.5.2 对混凝过程影响 |
| 6.5.3 回流次数对膜污染的影响 |
| 6.5.4 铝形态对污泥回流条件下悬浮层颗粒特性影响分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（10）超滤膜特征有机污染物识别及膜污染控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 膜技术应用现状及特点 |
| 1.2.1 膜技术的应用现状 |
| 1.2.2 膜技术特点 |
| 1.3 超滤膜污染及控制技术 |
| 1.3.1 膜污染物及检测方法 |
| 1.3.2 膜污染机制 |
| 1.3.3 超滤膜污染控制 |
| 1.3.4 溶液条件对超滤膜污染的影响 |
| 1.4 课题主要研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的与意义 |
| 1.4.3 主要研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 超滤膜 |
| 2.1.2 试验原水 |
| 2.1.3 试剂 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 不同水源超滤试验 |
| 2.3.2 不同水源污染物分级试验 |
| 2.3.3 模型污染物的混凝-超滤试验 |
| 2.4 膜污染分析方法 |
| 2.4.1 膜通量 |
| 2.4.2 膜污染表征 |
| 2.5 水质分析方法 |
| 2.5.1 常规水质指标检测 |
| 2.5.2 扫描电镜观察 |
| 2.5.3 有机物亲疏水性分析 |
| 2.5.4 荧光光谱扫描 |
| 2.5.5 平行因子分析方法 |
| 第3章 超滤膜污染物识别及污染特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 不同水源超滤污染行为研究 |
| 3.2.1 不同水源引起膜比通量下降分析 |
| 3.2.2 不同水源引起膜污染可逆性分析 |
| 3.3 不同水源污染物特性分析 |
| 3.3.1 不同水源荧光物质特性 |
| 3.3.2 超滤前后荧光物质的变化 |
| 3.3.3 不同水源分子量分布特征 |
| 3.3.4 有机物碳平衡分析 |
| 3.3.5 有机物亲疏水性分析 |
| 3.4 不同水源中总有机物指标与膜污染的关系 |
| 3.4.1 总有机污染指标季节变化特征 |
| 3.4.2 各水源季节性膜污染分析 |
| 3.4.3 常规有机污染指标与膜污染相关性分析 |
| 3.5 基于三维荧光平行因子分析技术的超滤膜污染物识别 |
| 3.5.1 不同水源三维荧光平行因子分析 |
| 3.5.2 荧光组分变化 |
| 3.5.3 Fmax物料平衡分析 |
| 3.5.4 相对荧光强度与超滤膜污染相关性分析 |
| 3.6 不同水源超滤膜污染机制分析 |
| 3.6.1 不同水源污染机理拟合分析 |
| 3.6.2 不同水源超滤膜污染差别分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 不同分子量有机物对超滤膜的影响及污染机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同水源超滤前后分子量分布变化特征分析 |
| 4.3 天然水中不同分子量有机物膜污染物料平衡分析及相关分析 |
| 4.4 不同分子量有机物超滤污染行为研究 |
| 4.4.1 不同分子量有机物对膜通量下降的影响 |
| 4.4.2 不同分子量有机物对超滤膜污染可逆性的影响 |
| 4.5 不同组分的荧光和平行因子分析 |
| 4.6 污染膜的形态分析 |
| 4.7 不同分子量有机污染物超滤污染机制分析 |
| 4.7.1 不同分子量有机物膜污染拟合分析 |
| 4.7.2 不同孔径超滤膜污染特性分析 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 混凝对超滤过程中膜污染控制作用研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 pH和Na~+对超滤膜污染的影响研究 |
| 5.2.1 pH对超滤膜污染的影响 |
| 5.2.2 Na~+对超滤膜污染的影响 |
| 5.3 不同pH和Na~+条件下混凝对超滤膜污染控制作用研究 |
| 5.3.1 对膜通量控制作用研究 |
| 5.3.2 对污染可逆性控制作用研究 |
| 5.3.3 对截留率控制作用研究 |
| 5.4 强化混凝对超滤膜污染的控制作用研究 |
| 5.4.1 PACl对特征膜污染物的控制作用 |
| 5.4.2 pH对超滤过程中静电斥力控制作用研究 |
| 5.4.3 强化混凝对超滤过程中大分子有机物聚合作用控制研究 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 创新点 |
| 展望 |
| 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 |
| 附录 |
四、混凝超滤技术处理长江原水试验研究（论文参考文献）
- [1]花都水厂深度处理工艺研究[D]. 吴亚慧. 华南理工大学, 2020(02)
- [2]原水有机物特性及其对超滤膜污染的研究[D]. 杨银. 华东交通大学, 2020(01)
- [3]一体式絮体-超滤螺旋工艺构建及膜滤行为[D]. 王博东. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [4]粉末活性炭—超滤膜反应器处理含藻水效能及膜污染特性研究[D]. 王欣怡. 东北农业大学, 2020
- [5]重力流超滤处理含铁含锰地下水研究[D]. 黄凯杰. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [6]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)
- [7]自来水厂反冲洗泥水处理与回用的试验研究[D]. 李世琪. 东南大学, 2019(01)
- [8]在线混凝—超滤—臭氧活性炭联用工艺处理藻类微污染原水的中试研究[D]. 郭小龙. 兰州交通大学, 2019(04)
- [9]基于铝形态影响分析的混凝超滤过程膜污染控制机制研究[D]. 王振北. 哈尔滨工业大学, 2018(01)
- [10]超滤膜特征有机污染物识别及膜污染控制研究[D]. 孙伟光. 哈尔滨工业大学, 2018(01)