一、Oxidation rate in the preparation of polyferric sulfate coagulant（论文文献综述）
张翔[1]（2021）在《聚合硫酸铜铁（PFCS）的研究与应用》文中研究表明混凝作为一种既经济,又有效的水处理技术,以其高度的灵活性常与其他水处理工艺如催化氧化、膜分离和生物处理等技术联用。其中,前置混凝+生物处理的城镇污水净化系统,能够有效促进城镇污水净化效率。对污水进行强化混凝预处理,可以调节水质,分离出难降解的有机物,达到降低曝气时间,提高生物脱氮效率,同时减少污水处理设施建筑体积,节约建设成本的目的。本文通过共混改性的方式在聚合硫酸铁（polyferric sulphate,PFS）中引入铜离子,制备了聚合硫酸铜铁（polyferric copper sulphate,PFCS）,以强化一种前置混凝生物处理系统:紧凑型预分离生物处理（compacted pre-separation biological treatment,CPSBT）系统。通过混凝预处理分离了污水中颗粒态与胶体态污染物,起到调节水质,优化生物反应条件的作用;利用铜对微生物活性的影响抑制混凝产生的底泥中的污染物释放;同时促进后续生物脱氮的效率,实现强化预混凝生物处理系统的目的。首先,在PFS/PFCS体系下,考察了PFCS形态结构的变化,运用扫描电子显微镜（SEM）观察混凝剂的表面形态结构变化,结果显示混凝剂PFCS显微结构更加复杂,比表面积较大。同时,用X-射线衍射（XRD）分析法,显示PFCS中由于一系列的化学反应导致新的衍射结构出现。其次,研究了PFS/PFCS在不同投量下的混凝效果,结果表明,PFCS对颗粒物的去除效果更加显着,TN的去除率为31%左右,浊度的去除率达到92%;对污水中TP、TN、COD和DON的去除率进行对比,显示出PFCS的混凝表现良好,COD的去除率达到40%以上,TP的去除率高达97%;由于混凝对溶解类物质的去除效率较低,DON的去除率约为20%;对沉后水中的残余铜浓度进行检测后发现,同等剂量下随着铜铁比增加,沉后水中铜浓度也会增加,铜铁比为1/50时,残余铜浓度较低,且在高投量时出水<0.5 mg/L,符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》。为了调查混凝产生的底泥的释放作用对上覆水体的影响,在PFS/PFCS的体系下,从底泥中微生物数目和上覆水体中污染物浓度变化两个角度进行调查。结果表明:以PFS产生的底泥作为对照组,PFCS底泥中微生物数目低于对照组的25%,COD的释放量是对照组的50%,氨氮和硝态氮的释放量约为对照组的25%左右,有效抑制了底泥的释放,强化了混凝效果。最后,将PFCS（1∶50）和PFS的沉后水以及未经预处理的原水在SBR反应器内进行脱氮反应,并对好氧阶段、厌氧阶段以及出水水质分别进行研究,考察未混凝以及前置混凝中使用PFS与PFCS对生物脱氮速率的影响。结果显示,受到铜的影响,生物脱氮速率与效果均得以促进。SBR反应器平均脱氮率为90%以上,并未由于循环运行产生由铜导致的负面影响。
刘鹏宇[2]（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》文中认为二十世纪以来,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。
孟文巧[3]（2021）在《双极膜电渗析反应器制备聚铁基絮凝剂及安全分析》文中研究指明近年来,随着化学化工工艺的不断发展,水处理技术也在飞速进步。聚铁基絮凝剂作为一种无机高分子絮凝剂也得到了广泛的应用,但是絮凝剂的碱度和安全制备一直是制约其应用的因素。本课题将双极膜电渗析技术的应用推广到化学反应器的层面上,利用电渗析的工艺特征设计了一种电渗析和双极膜电渗析耦合制备聚合硫酸铁的工艺,提高了聚合硫酸铁絮凝剂制备工艺的效率及安全性。主要研究内容如下:（1）利用电渗析技术对溶液的提纯作用制备含高浓度Fe2+和Cl O3-的提纯溶液,实验过程中将一定浓度的Fe SO4·7H2O和KCl O3分别加入到料液罐中,通过改变电流密度和进料浓度考察电渗析过程中的压降变化、电流效率、能耗和浓缩提纯效果,实验结果表明,电流密度为20m A/cm2,Fe SO4·7H2O和KCl O3进料浓度分别为4.2mol/L和0.7mol/L是制备的浓缩提纯溶液的最佳实验条件。（2）利用双极膜电渗析产生H+酸化电渗析工艺中制备的浓缩提纯溶液,从而促进Fe2+的氧化成Fe3+。再利用双极膜上水解离产生的OH-与Fe3+发生水解和聚合以生成液体聚合硫酸铁絮凝剂。研究了电流密度,进料流速和硫酸添加量对电压降、酸室中的p H值、能耗和液体聚合硫酸铁絮凝剂性能的影响,并通过SEM、XRD和FT-IR分析手段对固体产品的微观结构和形貌进行表征与分析。结果显示,当电流密度为20m A/cm2,进料流速为0.2L/min,酸添加量为0.100mol/L时,制备的液体聚合硫酸铁絮凝剂浊度去除能力最强,且制备过程能耗较低,产品的其他指标也在一等品的指标范围内。（3）先采用水热溶剂法制备MIL-53（Fe）,采用超声喷涂技术将自制的MIL-53（Fe）添加进磺化聚苯醚中进行喷涂制备改性双极膜,将改性双极膜进行表面形貌SEM、FT-IR测试和膜性能I-V曲线测试。实验结果表明不同的喷涂量和不同的MIL-53（Fe）对膜的电学性能都有一定的影响。（4）将改性双极膜用于双极膜电渗析制备聚合硫酸铁絮凝剂的实验中,测试喷涂量和MIL-53（Fe）的添加量对双极膜电渗析过程的影响,并对制备的聚合硫酸铁絮凝剂的性能及微观结构进行表征与分析。结果表明,当喷涂量为4个单位,MIL-53（Fe）添加量为7%时,改性膜的性能最好,能够降低约10%的能耗。
刘丁仪,王冰玉,李姝霖,谢慧芳[4]（2021）在《固废基无机高分子混凝剂研究进展及改进途径》文中提出无机高分子复合型混凝剂具有优越的絮凝能力,但目前于基于固废资源化利用制备无机高分子复合混凝剂的相关研究缺乏系统性。本文介绍了三类固废基无机高分子复合混凝剂的制备工艺、性质特点,简述了其在水处理领域的应用、作用机理及存在的问题,并结合新型无机高分子复合混凝剂的研究进展,分析了固废基无机高分子复合混凝剂的发展方向。根据已有结果,文中指出需要从固废原料的化学组成,建立全面的固废资源,优化不同来源固废基无机高分子复合混凝剂的制备工艺;其次指出应进行混凝剂的物耗、能耗等技术经济分析,促进其规模化生产使用;并提出对污泥固废应进行循环资源化利用,关注制备过程中产生的无机盐,避免对水质的不良影响;最后表明,应加强混凝剂功能化研究,开发具有协同效应的固废基无机高分子复合混凝剂。
康慧敏[5]（2020）在《昌乐城东污水处理厂提标改造COD深度处理研究》文中指出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。
焦东[6]（2020）在《废纸制浆造纸厂废水处理新工艺及中试研究》文中研究表明造纸工业作为重要的基础原材料产业,具有可持续发展的特点,在国民经济中占据重要地位。基于制浆造纸行业的特殊性,在生产过程中会使用大量的水,即使经过水的循环使用及工艺改进,仍会产生大量的生产废水。造纸废水的特点是排放量大、污染负荷高、成分复杂,其主要污染指标为化学需氧量、生化需氧量、p H、总氮、总磷、氨氮和悬浮物等。为了避免造成严重的环境问题,需对废水处理后达标再排放或再回用以减轻环境压力。制浆造纸废水常规处置方法较多,一般分为化学处理法、物化处理法、生化处理法。目前已经广泛应用到造纸废水深度处理中的方法主要有:化学混凝法等物化法、厌氧/好氧等生物法、芬顿等高级氧化技术、人工湿地等生态处理法等。随着造纸单位水耗标准的推出及淡水资源的缺乏,研究开发基于中水回用的造纸废水处理新工艺具有重要的实际意义。对水处理过程不同工段废水中有机物采用溶剂萃取进行GC-MS分析检测,发现SBR好氧工艺、混凝工艺以及芬顿氧化工艺均可以大量降解造纸废水中的残留有机物,但由于各种方式的作用机理不同,各工艺降解的有机物种类也不尽相同。SBR好氧工艺和混凝工艺之间存在协同作用,在废纸制浆造纸废水处理工段中同时使用这两种工艺可以有效提高有机物的降解能力。芬顿氧化处理降解有机物的能力较强,但芬顿处理后的废水中仍可以检测到未被降解的有机物。研究开发的臭氧氧化新工艺相对芬顿氧化处理,可高效去除废水中有机物且显着降低出水色度,为化学氧化后废水的深度处理与回用提供更好的条件。为了进一步降低生物处理后的废水中难以生化降解的环境污染物质的含量,探究了多种絮凝剂对废水中杂质的絮凝作用。利用造纸厂芬顿污泥制备得到的聚合硫酸铁（PFS）为絮凝剂,聚丙烯酰胺（PAM）为助凝剂,通过絮凝法对废水进行处理,采用响应面法探究了絮凝过程中PFS用量、PAM/PFS体积比和处理温度对废水中化学需氧量（COD）去除率的影响。结果表明,絮凝法可以有效地降低造纸废水中的COD含量,响应面法优化得到的最佳工艺条件为:PFS用量为1.04 m L/L,PAM/PFS体积比为4.99,处理温度为31.54℃。在最优条件下进行验证实验,造纸废水中CODCr的去除率为39.6%,与模型预测值接近。应用响应面法建立的造纸废水COD脱除模型可以有效预测造纸废水中COD的脱除率。PFS用量和PAM/PFS体积比参数之间存在着协同作用,共同影响造纸废水COD的脱除率。针对造纸过程中废水难以达标排放的问题,采用单因素实验的方法探索了臭氧氧化法的深度处理效果。结果表明,以纳米氧化铜作臭氧氧化的催化剂,并且在臭氧发生量为3g/h,催化剂用量为0.25‰,反应过程中温度维持在30℃,反应时间维持在30min的情况下,COD去除率可达95.7%,出水满足GB 3544-2008《制浆造纸工业水污染物排放标准》。实验室自己制备的多孔材料负载Cu O催化剂的回用实验表明,催化剂在不经处理回用5次后,而COD去除率未受明显影响。整个工艺过程稳定性高并且经济环保,适于造纸废水的深度处理工程应用。为了进一步降低氧化废水中的各种离子及微量有机物等指标,实现中水部分回用,采用无机膜和反渗透膜（RO）组成的膜系统对氧化废水进行膜过滤研究。研究发现无机膜和RO膜组成的膜过滤系统对化学氧化处理的废水进行过滤可以有效地降低废水中的TDS、COD、色度、电导率、硫酸根离子以及铁离子浓度等指标,其中TDS、色度、硫酸根离子以及铁离子的去除效果显着,连续运行发现,这些指标降低95%以上。膜系统经过不同时间和次数对化学氧化后废水过滤后,仍然保持良好的过滤效果。相对于不同孔径的无机膜而言,化学氧化废水经过RO膜过滤后,废水中的TDS、色度、电导率、硫酸根离子以及铁离子均显着降低。
李格[7]（2020）在《生物异化还原含镍聚铁污泥制备高性能电催化析氧材料》文中进行了进一步梳理聚合硫酸铁（Polyferric sulfate,PFS）被广泛应用于含镍废水的处理中,导致所形成的污泥含有Ni和Fe,这类重金属污泥通常被认为是一种危险固体废弃物,需要安全处理与处置。重金属污泥处理的难度大,通常采用的固化/稳定化、卫生填埋等无害化处理技术和火法回收、湿法回收、铁氧体化等资源化处理技术对存放面积、处理费用均有较高的要求,如果处理不当,会引起二次污染。因此,探索和开发环境友好的重金属污泥处理方法显得尤为重要。经分析发现,含镍废水经PFS处理后产生的重金属污泥不仅Ni和Fe的含量较高,而且污泥中含有大量的含碳有机物。碳化该污泥有助于形成杂原子掺杂的碳材料,其可用作电解水析氧反应（Oxygen evolution reaction,OER）的催化剂。考虑到污泥成分复杂,如何调控污泥中元素分布和原子之间的相互作用,使其更适用于析氧催化剂的制备是一个关键问题。本文首先基于污泥中广泛存在的异化铁还原成矿体系,构建了以菌矿包覆物为前驱体的碳材料合成方法,即利用异化铁还原菌Shewanella oneidensis MR-1还原含镍聚合硫酸铁絮凝物,将形成的菌矿包覆物作为前驱体,通过一步热解合成了杂原子掺杂的多孔碳材料。探讨了微生物与无机矿物之间的相互作用、热处理温度以及Fe-Ni金属比对后续材料形貌结构的影响。结果表明,微生物与无机矿物之间的相互作用有利于改善后续材料的形貌结构,经微生物异化还原后所制备的材料比表面积更大、石墨化程度更高、负载的颗粒物更分散;热处理温度的升高,有利于提高材料的石墨化程度,增大材料的比表面积。但热处理温度过高会造成碳层结构坍塌,金属颗粒团聚,比表面积下降;适当增加Ni的含量有利于改善材料的微观结构,生成理想的活性组分,但过高的Ni含量对微生物存在毒害作用,影响微生物异化铁还原过程,导致后续材料活性成分烧结。通过比较不同合成条件下材料的电催化析氧性能发现,当热处理温度为800℃、Fe-Ni金属比为1:1时,由碳化菌矿包覆物衍生的负载Fe Ni2P颗粒的杂原子掺杂多孔碳材料（Fe Ni2P@HDC）具有最佳的电催化析氧性能。在1.0 M KOH的电解液中,达到10m A cm-2的电流密度,材料Fe Ni2P@HDC需要280 m V的过电位,Tafel斜率为56 m V dec-1,其OER催化性能与文献中大多数已报道的Ni/Fe基金属磷化物催化剂的性能相当,优于商业OER催化材料Ru O2,并且稳定性好。这种优异的电催化OER性能归因于Fe Ni2P颗粒的固有活性以及Fe Ni2P颗粒与杂原子掺杂的类石墨烯碳载体强相互作用协同作用的结果。进一步研究材料的催化机理发现,材料Fe Ni2P@HDC在电催化OER过程中,Fe Ni2P颗粒在其表面原位产生了MO/MOOH薄层（M═Ni,Fe）,形成了金属磷化物@金属氧化物/氢氧化物的核壳结构。其中,表面的金属氧化物/氢氧化物作为催化OER的活性位点。该研究结果为含重金属聚铁污泥的资源化利用提供了新途径。
唐婕[8]（2020）在《胞外聚合物对微生物还原含镉聚铁絮体过程的影响》文中研究表明突发性水体镉（Cadmium,Cd）污染事件时有发生,对当地水体生态环境及下游城市居民的饮水安全造成了严重的威胁。投加聚合硫酸铁(（Polyferric sulphate,PFS）是应对突发性水体镉污染事故常用的应急措施。PFS可以快速絮凝水体中的Cd2+形成含Cd聚铁絮体Cd-PFS沉降到底泥中,从而降低水中镉浓度。异化铁还原菌（Dissimilatory iron-reducing bacteria,DIRB）在底泥等厌氧环境中普遍存在。我们前期研究发现,含 Cd 聚铁絮体可以被DIRB还原溶解,再次将Cd释放出来。胞外聚合物（Extracellular Polymeric Substances,EPS）是决定细胞体表微环境理化性质的关键组分,对金属迁移转化及矿物形成具有重要影响。本研究以含Cd聚铁絮体为研究对象,探讨了胞外聚合物对异化铁还原菌Shewanella oneidensis MR-1（MR-1）异化铁还原过程中次生矿物形成及Cd迁移转化的影响。主要研究结论如下:（1）EPS可以促进MR-1还原絮体中的Fe（Ⅲ）。其机制可能为EPS中的蛋白质易吸附于絮体表面,造成絮体表面电荷不均一而加强颗粒的分散,增加界面电子传递活性表面位点,进而加快颗粒和微生物间的电子传递效率;EPS含有MtrB、MtrC等氧化还原蛋白,这些蛋白可能通过参与电子传递,促进絮体中的Fe（Ⅲ）还原;EPS中的黄素在MR-1还原絮体过程中可能作为电子穿梭体,加快电子传递速度。EPS不仅可以促进微生物介导的Fe（Ⅲ）还原,而且还可以直接还原絮体。（2）首次发现EPS可提供磷酸根诱导蓝铁矿形成。EPS中的蛋白质、DNA可作为磷源被微生物分泌的磷酸酶、核苷酸酶降解为磷酸根,磷酸根与还原产生的Fe2+反应形成了蓝铁矿。异化铁还原过程中,微生物自己分泌的EPS在扩散条件差时可保持足够高的浓度诱导蓝铁矿生成。在底泥等天然厌氧环境中可能存在EPS诱导蓝铁矿形成这一过程。（3）EPS可提供成核位点促进纤铁矿、磁铁矿等三价铁矿物形成。EPS核酸及磷酸化蛋白质中的磷酸基可作为成核位点,通过与铁原子形成P-O-Fe键固定和聚集溶液中的Fe3+、Fe2+,加速铁沉淀,促进纤铁矿、磁铁矿等铁矿物形成。（4）EPS促进铁还原的同时会促进矿物负载的镉释放到溶液中,但是随着反应进行,EPS会促进蓝铁矿、纤铁矿、磁铁矿等次生矿物形成,这些次生矿物由于含有丰富的羟基官能团,对Cd2+有很强的吸附能力,通过化学吸附重新固定了释放到溶液中的Cd2+,最终降低了 Cd2+的可迁移性及可生化性。
武世煊[9]（2020）在《K2FeO4辅助絮凝沉淀+电化学氧化处理乳化废水的研究》文中研究说明乳化液是广泛用于机械加工和金属加工等行业的加工液,在加工中起到润滑、冷却和防腐等作用,其主要成分包括基础油、表面活性剂、添加剂等。乳化液废水成分复杂且稳定,有毒有害,直接排入水体会对生态环境造成严重破坏,对其无害化处理并达标排放一直是水处理行业中的难题之一。在各行业中,化学混凝仍是处理乳化废水最主要的方法之一。但在实际工程中,乳化液中烃类等有机物质含量的变化,会改变废水稳定度,也造成絮凝剂在絮凝过程中出现油水分离不彻底甚至难破乳的现象,往往需要高效助凝剂的配合使用来降低乳化废液的稳定性。而有效破乳后,由于污染物浓度仍处于较高水平,可生化性差,使得后续生化处理工艺难以达到理想效果。因此,寻求高效、清洁且经济的乳化液废水处理方法是十分必要的。本课题针对山西某公司产生的实际乳化液废水,在实验室内采用混凝沉淀+电化学氧化两段式工艺对该废水进行了试验研究,通过工艺优化,达到了理想的效果。对于混凝沉淀工艺段以絮凝剂投加量、高铁酸钾投加量、初始p H等影响因素为主,比较了高铁酸钾辅助四种絮凝剂即聚合氯化铝（PAC）、聚合硫酸铁（PFS）、硫酸铝、硫酸铁对乳化液废水的处理效果,比选出高铁酸钾+PAC为最佳混凝组合。结果表明,当PAC投加量为50mg/L,高铁酸钾投加量为50mg/L,初始p H值为9,反应温度为40℃,沉降时间30min时,CODcr和浊度的去除率分别达到89.5%和92.5%,且反应过程中絮体密实,分层明显,出水较为清澈。利用高铁酸钾的氧化性有效的提高了难降解物质的分解,铁离子与铝离子在水解过程生成各类中间产物能够增强溶液中吸附架桥作用,产生的Fe（OH）3和Al（OH）3胶体会与水中胶体颗粒发生共沉淀;使得絮体的密实度加强。同时,高铁酸钾能够改变絮体结构,促进PAC水解生成的絮体更快的沉淀。此时,高铁酸钾除了发挥氧化性和絮凝作用外,也起到了一定的助凝作用。根据三维荧光和紫外-可见光谱分析,高铁酸钾复配PAC能够有效去除废水中的有机物。有利于后续电化学氧化工艺段的进行。对于电化学氧化工艺段采用BDD电极为阳极对混凝沉淀工艺段出水进行降解。针对电解质浓度、电流密度、电解p H和反应温度进行单因素实验。实验结果表明,当支持电解质浓度为500mg/L,电流密度为75m A/cm2,初始电解p H值为9.0,反应初始温度为40℃,电解5h后,CODcr、氨氮和TOC的去除率分别达到94.86%、95.02%和96.95%。此时各指标均达到《污水综合排放标准》（GB8978-1996）的一级标准的要求,正说明经过高铁酸钾辅助PAC+BDD电化学氧化两段式工艺能够满足乳化液废水的处理要求。
廖丽娜[10]（2020）在《聚硅酸氯化铝钛及其复合絮凝剂处理低温低浊水的性能研究》文中认为低温低浊水通常是指在水体的温度和浊度均较低的情况下导致在混凝沉淀过程中产生不好影响的原水。当向水中投加混凝剂后,混凝反应速度非常缓慢,形成的矾花细小、轻、松且不易下沉。这是由于低温条件下,一方面水中杂质颗粒惰性增强,布朗运动速度减慢;另一方面温度与水体粘度大小成反向关系,温度较低会导致液层之间内阻力增大,进一步限制颗粒间的碰撞脱稳。低浊水中杂质颗粒数量少、分布较均匀、胶体粒子的zeta电位高、颗粒间排斥作用较强,胶体不易脱稳,凝聚效果差。因此,提高低温低浊水的水质净化效率是目前存在的一大难题。本研究采用氯化铝、硅酸钠、四氯化钛和聚二甲基二烯丙基氯化铵（PDMDAAC）为原料,制备无机絮凝剂聚硅酸氯化铝钛（PATC）和复合絮凝剂PATC-PDMDAAC并将其对低温低浊水的处理进行研究,采用单一控制变量法、正交试验等方法,以浊度、腐殖酸（HA）和溶解有机碳（DOC）的去除率为评价指标,确定絮凝剂最佳的制备条件和反应条件,采用FTIR、XRD、Al形态分析、zeta电位分析、动力学分析等手段对絮凝剂处理低温低浊水的反应机理进行探讨。研究表明PATC的最佳制备条件为反应温度50℃、n（Ti）/n（Al）=0.3、n（-OH）/n（Ti+Al）=0.2、n（Si）/n（Ti+Al）=1.0;最佳反应条件是初始浊度10 NTU、PATC投加量9 mg/L、p H值8的模拟水样、搅拌速度50 r/min、沉淀时间50分钟。FTIR、XRD和SEM-EDS表征结果说明氯化铝、硅酸钠、四氯化钛之间不是简单的机械混合,产生了新的官能团和化学键,制备的PATC在电镜扫描下呈现网状结构;Al形态分析结果显示PATC中的Al主要以Ala的形式存在,结合zeta电位和正交试验分析结果可知PATC对低浊水的处理主要与絮凝剂的电中和,吸附架桥和网捕卷扫作用有关;通过对比常规絮凝剂聚合氯化铝（PAC）在烧杯絮凝实验中的处理效果发现PATC的处理效果更具优势,水体初始浊度从10.3 NTU降至0.43 NTU。实验发现复合絮凝剂PATC-PDMDAAC最佳反应条件是有机/无机配比为0.15,复合絮凝剂的投加量为1.8 mg/L,处理水的初始p H为9,沉淀时间和搅拌速率分别为30min和110 r/min。FTIR、XRD、SEM-EDS以及TG-DSC对复合絮凝剂表征结果显示复合后的PATC-PDMDDC具有复杂且稳定的结构,PATC与PDMDAAC之间发生了复杂的化学变化形成新的基团提高对低温低浊水的处理性能;采用zeta电位和三维荧光光谱分析不同投加量对不同p H的模拟水样的变化情况结合表征分析认为PATC-PDMDAAC与低温低浊水的反应机理可能在于电中和作用和吸附架桥作用。考察絮凝剂投加量及絮凝时间对低温低浊水去除效果的影响,在适当的絮凝剂投加量条件下颗粒之间发生了有效碰撞,过高或者过低的投加量都不利于对低温低浊水的处理。为了更好实现本研究制备的絮凝剂PATC和PATC-PDMDAAC在实际低温低浊水的处理应用,本研究采用冬季湘江实际低温低浊水为处理对象,分析常规絮凝剂PAC与PATC,PATC-PDMDAAC对实际水样的处理情况,结果表明实验制备的絮凝剂对湘江实际低温低浊水有很好的处理效果,并且较常规絮凝剂而言,复合的絮凝剂不仅能够保证较好的处理效果,同时还能降低混凝剂的投加量。PATC-PDMDAAC的投加量为3.6 mg/L时能够将湘江实际低温低浊水水样的浊度降至0.45 NTU,PATC同样的投加量能将浊度降至0.58 NTU。
二、Oxidation rate in the preparation of polyferric sulfate coagulant（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、Oxidation rate in the preparation of polyferric sulfate coagulant（论文提纲范文）
（1）聚合硫酸铜铁（PFCS）的研究与应用（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 混凝机理 |
| 1.1.2 混凝效果的影响因素 |
| 1.2 水处理中常用混凝剂 |
| 1.2.1 有机絮凝剂 |
| 1.2.2 无机混凝剂 |
| 1.2.3 复合混凝剂 |
| 1.3 前置混凝的应用及其对生物脱氮的影响 |
| 1.3.1 前置混凝的应用 |
| 1.3.2 前置混凝对生物脱氮的影响 |
| 1.4 研究目的、意义及内容 |
| 1.4.1 研究的目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 课题的创新之处 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验用水 |
| 2.2.2 混凝剂的制备 |
| 2.2.3 结构分析实验 |
| 2.2.4 混凝实验 |
| 2.2.5 底泥释放实验 |
| 2.2.6 底泥灭菌实验 |
| 2.2.7 微生物的取样与培养 |
| 2.2.8 SBR生物反应实验 |
| 第三章 聚合硫酸铜铁(PFCS)的结构形态及对水质净化的影响 |
| 3.1 混凝剂的形态结构分析 |
| 3.1.1 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 3.1.2 X-射线衍射(XRD)分析 |
| 3.2 投加混凝剂对水质净化的影响 |
| 3.2.1 混凝剂投量与浊度的去除效果 |
| 3.2.2 混凝剂投量与TN的去除效果 |
| 3.2.3 投加量对沉后水中TP、DON和 COD的影响 |
| 3.2.4 投加量对沉后水中铜残余的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 聚合硫酸铜铁底泥对水质的影响 |
| 4.1 底泥对上覆水中COD、硝态氮和氨氮的影响 |
| 4.2 底泥中微生物的数目 |
| 4.3 底泥中微生物对于上覆水体的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 前置混凝对生物脱氮的影响 |
| 5.1 PFCS对硝化反应中氨氮去除速率的影响 |
| 5.2 PFCS对反硝化反应中TN去除速率的影响 |
| 5.3 前置混凝对生物处理的影响 |
| 5.3.1 前置混凝对COD去除的影响 |
| 5.3.2 前置混凝对TN去除的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 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 |
（2）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 |
（3）双极膜电渗析反应器制备聚铁基絮凝剂及安全分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.1.1 水资源和水污染状况 |
| 1.1.2 水处理方法简述 |
| 1.2 电渗析技术概述 |
| 1.2.1 电渗析技术的基本原理 |
| 1.2.2 电渗析技术的发展概况 |
| 1.2.3 电渗析技术的核心组件 |
| 1.2.4 电渗析技术的应用 |
| 1.3 双极膜电渗析技术概述 |
| 1.3.1 双极膜电渗析技术的基本原理 |
| 1.3.2 双极膜电渗析技术的发展概况 |
| 1.3.3 双极膜电渗析技术的核心组件 |
| 1.3.4 双极膜电渗析的应用 |
| 1.4 聚铁基絮凝剂的概述 |
| 1.4.1 聚合硫酸铁絮凝剂的发展概况 |
| 1.4.2 聚合硫酸铁絮凝剂的传统制备方式及工艺存在的问题 |
| 1.5 双极膜的制备与改性 |
| 1.5.1 双极膜的制备工艺 |
| 1.5.2 双极膜的改性方法 |
| 1.5.3 双极膜的水解离机理 |
| 1.5.4 金属-有机框架化合物概述 |
| 1.5.5 超声喷涂技术 |
| 1.6 论文研究目的、意义、研究内容和创新性 |
| 1.6.1 论文的研究目的、意义 |
| 1.6.2 论文的研究内容和创新性 |
| 第二章 双极膜电渗析反应器制备聚铁基絮凝剂及性能测试 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验原料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 实验装置示意图 |
| 2.3 主要实验步骤 |
| 2.3.1 液体聚合硫酸铁絮凝剂性能的表征 |
| 2.3.2 固体聚合硫酸铁絮凝剂性能的表征 |
| 2.3.3 离子浓度变化情况和能耗的计算 |
| 2.4 实验结果与讨论 |
| 2.4.1 电渗析工艺制备浓缩提纯溶液 |
| 2.4.1.1 电流密度的影响 |
| 2.4.1.2 进料浓度的影响 |
| 2.4.2 双极膜电渗析工艺制备液体聚合硫酸铁絮凝剂 |
| 2.4.2.1 电流密度的影响 |
| 2.4.2.2 进料流速的影响 |
| 2.4.2.3 硫酸添加量的影响 |
| 2.4.3 固体聚合硫酸铁絮凝剂的表征测试 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 MIL-53(Fe)改性双极膜制备聚铁基絮凝剂 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验原料 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.3 主要实验步骤 |
| 3.3.1 MIL-53(Fe)的制备与表征 |
| 3.3.2 磺化聚苯醚的磺化度测试 |
| 3.3.3 改性双极膜的制备 |
| 3.3.4 双极膜的相关表征 |
| 3.3.4.1 双极膜的表征测试 |
| 3.3.4.2 改性双极膜的I-V曲线测试 |
| 3.3.4.3 双极膜电渗析性能测试 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 MIL-53(Fe)的表征测试 |
| 3.4.2 磺化聚苯醚磺化度测定 |
| 3.4.3 改性双极膜的表征测试 |
| 3.4.4 改性双极膜的I-V曲线 |
| 3.4.4.1 不同喷涂量的I-V曲线 |
| 3.4.4.2 不同添加量的I-V曲线 |
| 3.4.5 改性双极膜在双极膜电渗析工艺中的影响 |
| 3.4.5.1 喷涂量对工艺的影响 |
| 3.4.5.2 添加量对工艺的影响 |
| 3.4.6 固体聚合硫酸铁絮凝剂的表征测试 |
| 3.5 工艺过程安全分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（4）固废基无机高分子混凝剂研究进展及改进途径（论文提纲范文）
| 1 基于固废资源化利用制备无机高分子复合混凝剂 |
| 1.1 聚合氯化盐类 |
| 1.2 聚合硫酸盐类 |
| 1.3 聚硅酸盐类 |
| 1.4 其他混合酸根类混凝剂 |
| 1.4.1 聚氯化硫酸盐类 |
| 1.4.2 含磷酸盐类 |
| 2 混凝剂功能化 |
| 3 结语 |
（5）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 |
（6）废纸制浆造纸厂废水处理新工艺及中试研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 制浆造纸工业的概况 |
| 1.1.1 制浆造纸过程及产生的废水 |
| 1.1.1.1 备料废水 |
| 1.1.1.2 制浆废水 |
| 1.1.1.3 中段废水 |
| 1.1.1.4 造纸白水 |
| 1.1.1.5 污冷凝水 |
| 1.1.1.6 末端废水 |
| 1.1.2 脱墨浆造纸过程的简介及产生废水情况 |
| 1.1.2.1 废纸的离解及浆料净化与浓缩 |
| 1.1.2.2 废纸脱墨 |
| 1.1.2.3 废纸回用废水 |
| 1.2 制浆造纸废水处理技术 |
| 1.2.1 化学处理法 |
| 1.2.2 物化处理法 |
| 1.2.2.1 混凝沉淀处理 |
| 1.2.2.2 混凝气浮法 |
| 1.2.3 生化处理法 |
| 1.2.3.1 好氧生物处理法 |
| 1.2.3.2 厌氧生物处理法 |
| 1.2.3.3 生物酶催化技术 |
| 1.2.3.4 厌氧好氧组合技术 |
| 1.3 制浆造纸废水的深度处理技术 |
| 1.3.1 混凝法深度处理 |
| 1.3.2 吸附法 |
| 1.3.3 膜分离技术 |
| 1.3.3.1 概述 |
| 1.3.3.2 基本原理 |
| 1.3.3.3 应用 |
| 1.3.4 高级氧化法 |
| 1.3.4.1 光催化氧化法 |
| 1.3.4.2 催化湿式氧化法 |
| 1.3.4.3 声化学氧化 |
| 1.3.4.4 臭氧氧化法 |
| 1.3.4.5 芬顿氧化法 |
| 1.3.4.6 超临界水氧化法 |
| 1.3.4.7 电化学氧化法 |
| 1.3.4.8 过硫酸盐氧化法 |
| 1.3.5 联合工艺处理(综合处理方法) |
| 1.3.6 生态处理法 |
| 1.3.7 生物酶法 |
| 1.3.8 组合技术法 |
| 1.4 造纸终端水回用技术及其背景和意义 |
| 1.4.1 概述 |
| 1.4.2 中水回用技术 |
| 1.4.3 中水回用的意义及其发展前景 |
| 1.5 本论文研究开发工作的提出及其意义 |
| 第二章 废纸制浆造纸主要处理工段水样中有机物特性分析 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验原料及来源 |
| 2.1.2 实验试剂及设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验原料前处理方法 |
| 2.2.2 紫外-可见分光光度计法 |
| 2.2.3 气相色谱-质谱分析方法 |
| 2.2.4 废水CODCr的测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 厌氧出水中有机物的GC-MS分析 |
| 2.3.2 厌氧出水再经化学混凝处理后水中有机物的GC-MS分析 |
| 2.3.3 SBR好氧处理出水中有机物的GC-MS分析 |
| 2.3.4 芬顿氧化排水的GC-MS分析 |
| 2.4 本章总结 |
| 第三章 二级生化处理出水化学絮凝处理 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 造纸废水来源 |
| 3.1.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 水质的基本性质测定 |
| 3.2.1.1 PH值的测定 |
| 3.2.1.2 污泥元素分析 |
| 3.2.1.3 水质化学需氧量(COD) |
| 3.2.1.4 废水中半挥发性有机物的检测与分析 |
| 3.2.2 PFS的制备 |
| 3.2.3 絮凝实验 |
| 3.2.4 响应面实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 厌氧出水与芬顿氧化入水的GC-MS分析 |
| 3.3.2 芬顿氧化入水絮凝最优工艺探索 |
| 3.3.2.1 絮凝剂种类的优化 |
| 3.3.2.2 絮凝工艺响应面试验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 臭氧氧化催化剂的选择及过程优化 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 实验原料 |
| 4.1.2 实验试剂与仪器 |
| 4.2 实验分析及方法 |
| 4.2.1 实验方法 |
| 4.2.1.1 催化氧化实验 |
| 4.2.1.2 负载型催化剂的制备 |
| 4.2.2 分析方法 |
| 4.2.2.1 常规指标测定 |
| 4.2.2.2 臭氧浓度分析 |
| 4.2.2.3 CODCR的测定 |
| 4.2.2.4 色度测定 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 臭氧氧化催化剂的选择 |
| 4.3.2 负载型催化剂的回用研究 |
| 4.3.3 催化剂用量对臭氧氧化的影响 |
| 4.3.4 臭氧用量对臭氧氧化的影响 |
| 4.3.5 反应温度对臭氧氧化的影响 |
| 4.3.6 反应时间对臭氧氧化的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 化学氧化后废水的膜处理连续试验研究 |
| 5.1 实验原料及方法 |
| 5.1.1 实验原料及试剂 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.1.3 中试仪器 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 无机膜的制备 |
| 5.2.2 pH值的测定 |
| 5.2.3 TDS的测定 |
| 5.2.4 电导率的测定 |
| 5.2.5 化学需氧量COD的测定 |
| 5.2.6 色度的测定 |
| 5.2.7 硫酸盐含量的测定 |
| 5.2.8 氯化物含量的测定 |
| 5.2.9 总铁含量测定 |
| 5.3 实验结果与分析 |
| 5.3.1 膜系统处理过程各项指标去除情况 |
| 5.3.2 膜系统运行的稳定性测试 |
| 5.3.3 不同孔径的膜处理对废水的影响 |
| 5.3.4 无机膜和反渗透膜对废水的影响 |
| 5.3.5 臭氧氧化/复合膜处理对废水的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（7）生物异化还原含镍聚铁污泥制备高性能电催化析氧材料（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体镍污染 |
| 1.1.1 镍的来源与应用 |
| 1.1.2 水体镍污染状况及危害 |
| 1.1.3 混凝沉淀法在水体镍污染治理中的应用 |
| 1.2 环境中异化铁还原成矿 |
| 1.2.1 异化铁还原菌及其还原机制 |
| 1.2.2 异化铁还原成矿过程及影响因素 |
| 1.3 电解水析氧催化剂的研究进展 |
| 1.3.1 电解水制氢技术 |
| 1.3.2 析氧催化剂的研究进展 |
| 1.3.3 OER机理 |
| 1.4 生物质碳基材料在电解水阳极催化剂中的应用 |
| 1.5 存在的问题 |
| 1.6 课题研究内容及意义 |
| 1.6.1 本课题的研究内容 |
| 1.6.2 本课题的研究意义 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验药品与仪器 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验试剂配制 |
| 2.3 实验材料的制备方法 |
| 2.3.1 细菌培养与富集 |
| 2.3.2 絮体配制 |
| 2.3.3 菌矿包覆物的形成 |
| 2.3.4 碳材料的制备 |
| 2.4 分析表征方法 |
| 2.4.1 X射线衍射光谱(X-ray diffractometer,XRD) |
| 2.4.2 场发射扫描电子显微镜(Field emission-canning electron microscope,FE-SEM) |
| 2.4.3 透射电子显微镜(Transmission electron microscope,TEM) |
| 2.4.4 傅里叶变换衰减全反射红外光谱法(Attenuated totalinternalreflectance-Fourier transform infrared spectroscopy,ATR-FTIR) |
| 2.4.5 X射线光电子能谱(X-ray photoelectron spectroscopy,XPS) |
| 2.4.6 拉曼光谱(Raman spectra) |
| 2.4.7 比表面与孔径分析仪(Highspeedautomatedsurfaceareaandporesize analyzer) |
| 2.4.8 线性扫描伏安法(Linear sweep voltammetry,LSV) |
| 2.4.9 塔菲尔斜率(Tafel plot) |
| 2.4.10 计时电流法(Chronoamperometric) |
| 2.4.11 电化学活性表面积(Electrochemical active surface area,ECSA) |
| 2.4.12 电化学阻抗谱(Electrochemical impedance spectroscopy,EIS) |
| 第三章 基于异化铁还原成矿体系的碳材料制备 |
| 3.1 基于异化铁还原的碳前驱体菌矿包覆物的形成 |
| 3.1.1 碳前驱体菌矿包覆物的形貌 |
| 3.1.2 碳前驱体菌矿包覆物组成及结构特性分析 |
| 3.2 碳材料的制备及表征 |
| 3.2.1 生物异化还原作用对碳材料形貌结构和化学组成的影响 |
| 3.2.2 不同热处理温度对碳材料形貌结构和化学组成的影响 |
| 3.2.3 不同Fe-Ni金属比对碳材料形貌结构和化学组成的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 碳材料电催化OER性能及反应机理研究 |
| 4.1 碳材料的OER催化性能 |
| 4.1.1 碳材料OER催化活性 |
| 4.1.2 碳材料稳定性 |
| 4.2 文献中各类材料OER催化性能比较 |
| 4.3 材料催化氧析出机理研究 |
| 4.4 小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（8）胞外聚合物对微生物还原含镉聚铁絮体过程的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体重金属污染 |
| 1.1.1 水体镉污染 |
| 1.1.2 突发性水体镉污染处理办法 |
| 1.1.3 含Cd聚合硫酸铁絮体的稳定性 |
| 1.2 环境中的异化铁还原作用 |
| 1.2.1 异化铁还原菌 |
| 1.2.2 异化铁还原机理 |
| 1.2.3 异化铁还原过程影响因素 |
| 1.2.4 异化铁还原过程对重金属再分配的影响 |
| 1.3 生物矿化 |
| 1.4 胞外聚合物 |
| 1.4.1 胞外聚合物组成 |
| 1.4.2 胞外聚合物分类 |
| 1.4.3 胞外聚合物提取方法 |
| 1.4.4 胞外聚合物对微生物的作用 |
| 1.4.5 胞外聚合物对重金属的作用 |
| 1.4.6 胞外聚合物对矿物的作用 |
| 1.4.7 胞外聚合物与电子传递 |
| 1.5 研究内容与研究意义 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 第二章 实验材料与分析方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验中的主要化学试剂 |
| 2.1.2 实验所用到的仪器设备 |
| 2.2 实验材料的制备方法 |
| 2.2.1 菌体的培养与富集 |
| 2.2.2 EPS的提取 |
| 2.2.3 絮体的制备方法 |
| 2.3 实验化学分析方法 |
| 2.3.1 可萃取态Fe(Ⅱ)浓度的测定方法 |
| 2.3.2 溶液中Cd~(2+)的测定方法 |
| 2.3.3 Cd形态的分析方法及测定 |
| 2.3.4 乳酸根及乙酸根测定 |
| 2.3.5 蛋白质测定 |
| 2.3.6 多糖测定 |
| 2.3.7 核酸测定 |
| 2.4 实验固相样品表征方法 |
| 2.4.1 固相样品的采集与预处理 |
| 2.4.2 X-射线衍射分析(XRD) |
| 2.4.3 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.4.4 傅里叶变换红外光谱分析(FTIR) |
| 2.4.5 X-射线光电子能谱分析(XPS) |
| 2.5 胞外聚合物蛋白质组学分析 |
| 2.5.1 实验试剂和仪器 |
| 2.5.2 实验步骤 |
| 2.5.2.1 蛋白酶解 |
| 2.5.2.2 肽段纯化ZipTip |
| 2.5.2.3 质谱检测 |
| 2.5.2.4 数据库检索 |
| 第三章 胞外聚合物对聚铁絮体异化铁还原过程的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验设计 |
| 3.2.1 序批实验 |
| 3.2.2 EPS还原PFS絮体实验 |
| 3.2.3 静置实验 |
| 3.2.4 生物矿化模拟实验 |
| 3.2.5 EPS吸附实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 EPS促进微生物还原Fe(Ⅲ) |
| 3.3.2 EPS促进铁还原的机制 |
| 3.3.3 EPS促进次生矿物形成 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 胞外聚合物对微生物还原含镉聚合硫酸铁絮体(Cd-PFS)过程中镉的迁移转化的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验设计 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 EPS促进微生物还原Fe(Ⅲ) |
| 4.3.2 EPS促进次生矿物形成 |
| 4.3.3 Cd化学形态分析 |
| 4.3.4 固相样品的XPS分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 附录1 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（9）K2FeO4辅助絮凝沉淀+电化学氧化处理乳化废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景及意义 |
| 1.2 乳化液废水的概述 |
| 1.2.1 乳化液废水的来源 |
| 1.2.2 乳化液废水的性质 |
| 1.2.3 乳化液废水的危害 |
| 1.3 乳化液废水治理现状及进展 |
| 1.3.1 乳化液的分类与形成 |
| 1.3.2 乳化液的破乳机理 |
| 1.3.3 化学破乳法 |
| 1.3.4 物理破乳法 |
| 1.3.5 生物破乳法 |
| 1.3.6 现有破乳工艺的不足 |
| 1.4 絮凝剂的研究进展 |
| 1.4.1 絮凝过程机理 |
| 1.4.2 影响絮凝作用的主要因素 |
| 1.5 高铁酸钾的性质及应用 |
| 1.5.1 高铁酸钾的性质 |
| 1.5.2 高铁酸钾的应用 |
| 1.6 电化学高级氧化法 |
| 1.6.1 电化学高级氧化技术简介 |
| 1.6.2 电极材料 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第二章 实验内容与方法 |
| 2.1 实验主要仪器与化学试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验药剂 |
| 2.2 废水来源及水质 |
| 2.3 分析指标及检测方法 |
| 2.4 各工艺段实验方法 |
| 2.4.1 混凝沉淀工艺段实验方法 |
| 2.4.2 电化学氧化工艺段实验方法与实验装置 |
| 第三章 高铁酸钾辅助混凝沉淀处理乳化液废水的研究 |
| 3.1 实验结果与讨论 |
| 3.1.1 盐析预处理 |
| 3.1.2 各因素对高铁酸钾复配PAC的影响 |
| 3.1.3 各因素对高铁酸钾复配PFS的影响 |
| 3.1.4 各因素对高铁酸钾复配Al_2(SO_4)_3的影响 |
| 3.1.5 各因素对高铁酸钾复配Fe_2(SO_4)_3的影响 |
| 3.2 复配组合的优选和机理分析 |
| 3.2.1 复配组合的优选 |
| 3.2.2 高铁酸钾与聚合氯化铝联合处理乳化液废水的机理探讨 |
| 3.3 去除效果的表征 |
| 3.3.1 乳化液废水的三维荧光光谱分析 |
| 3.3.2 乳化液废水的紫外-可见光谱分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 BDD电极电化学氧化混凝沉淀工艺段出水的研究 |
| 4.1 电化学氧化工艺段各影响因素实验研究 |
| 4.1.1 支持电解质浓度对电化学氧化效果的影响 |
| 4.1.2 电流密度对电化学氧化效果的影响 |
| 4.1.3 初始电解pH对电化学氧化效果的影响 |
| 4.1.4 反应温度对电化学氧化效果的影响 |
| 4.2 BDD电极电解处理混凝沉淀工艺段出水的机理分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 响应面法对各工艺段最佳水处理条件的优化 |
| 5.1 混凝沉淀工艺段的响应面法优化 |
| 5.1.1 各因素对COD_(cr)去除率的影响 |
| 5.1.2 各因素对浊度去除率的影响 |
| 5.1.3 最佳水处理条件分析 |
| 5.2 电化学氧化工艺段的响应面法优化 |
| 5.2.1 各因素对COD_(cr)去除率的影响 |
| 5.2.2 各因素对氨氮去除率的影响 |
| 5.2.3 最佳水处理条件分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（10）聚硅酸氯化铝钛及其复合絮凝剂处理低温低浊水的性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国水资源现状 |
| 1.2 低温低浊水特点 |
| 1.3 低温低浊水处理技术概况 |
| 1.3.1 溶气气浮法 |
| 1.3.2 泥渣回流技术 |
| 1.3.3 微絮凝技术 |
| 1.3.4 磁力分离技术 |
| 1.3.5 膜技术 |
| 1.3.6 强化混凝技术 |
| 1.4 絮凝剂现状及发展 |
| 1.5 絮凝机理 |
| 1.5.1 胶体性质 |
| 1.5.2 胶体的絮凝机理 |
| 1.6 研究背景、研究内容及路线 |
| 1.6.1 研究背景 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究路线 |
| 第二章 实验材料和实验方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验药剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 聚硅酸氯化铝钛的制备 |
| 2.2.2 聚硅酸氯化铝钛复合聚二甲基二烯丙基氯化铵的制备 |
| 2.2.3 混凝实验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 Al的形态分析 |
| 2.3.2 傅里叶红外光谱分析(FTIR) |
| 2.3.3 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.3.4 扫描电镜-能谱分析(SEM-EDS) |
| 2.3.5 热重-差示扫描量热分析(TG-DSC) |
| 2.3.6 zeta电位分析 |
| 2.3.7 三维荧光光谱分析 |
| 第三章 絮凝剂的优化制备及处理低温低浊水性能分析 |
| 3.1 PATC絮凝剂的优化制备 |
| 3.1.1 制备温度对PATC处理低浊水的影响 |
| 3.1.2 n(Ti)/n(Al)对PATC处理低浊水的影响 |
| 3.1.3 n(-OH)/n(Al+Ti)对PATC处理低浊水的影响 |
| 3.1.4 n(Si)/n(Ti+Al)对PATC处理低浊水的影响 |
| 3.2 PATC絮凝剂的表征结果分析 |
| 3.2.1 傅里叶红外光谱分析 |
| 3.2.2 X-射线衍射分析 |
| 3.2.3 扫描电镜和能谱分析 |
| 3.3 PATC处理低温低浊水最优水力条件确定及絮凝机理分析 |
| 3.3.1 正交试验设计与结果分析 |
| 3.3.2 絮凝机理探讨 |
| 3.4 絮凝剂处理效果对比分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 复合絮凝剂对低温低浊水的处理效果及机理分析 |
| 4.1 PATC-PDMDAAC絮凝剂表征分析 |
| 4.1.1 傅里叶红外光谱分析 |
| 4.1.2 XRD分析 |
| 4.1.3 SEM-EDS联测表征分析 |
| 4.1.4 TG-DSC分析 |
| 4.1.5 Al的形态分析 |
| 4.2 PATC-PDMDAAC絮凝剂对低温低浊水的处理效果分析 |
| 4.2.1 PATC-PDMDAAC投加量对处理效果的影响 |
| 4.2.2 不同m(PDMDAAC)/m(PATC)对絮凝效果的影响 |
| 4.2.3 水样pH对絮凝效果的影响 |
| 4.2.4 沉淀时间对絮凝效果的影响 |
| 4.2.5 不同转速对絮凝效果的影响 |
| 4.3 PATC-PDMDAAC絮凝剂处理低温低浊水的机理分析 |
| 4.3.1 zeta电位分析 |
| 4.3.2 三维荧光分析 |
| 4.3.3 动力学分析 |
| 4.4 湘江实际低温低浊水处理效果对比 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文与科研成果清单 |
| 致谢 |
四、Oxidation rate in the preparation of polyferric sulfate coagulant（论文参考文献）
- [1]聚合硫酸铜铁（PFCS）的研究与应用[D]. 张翔. 山西大学, 2021(12)
- [2]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)
- [3]双极膜电渗析反应器制备聚铁基絮凝剂及安全分析[D]. 孟文巧. 青岛科技大学, 2021(01)
- [4]固废基无机高分子混凝剂研究进展及改进途径[J]. 刘丁仪,王冰玉,李姝霖,谢慧芳. 化工进展, 2021(10)
- [5]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)
- [6]废纸制浆造纸厂废水处理新工艺及中试研究[D]. 焦东. 华南理工大学, 2020(05)
- [7]生物异化还原含镍聚铁污泥制备高性能电催化析氧材料[D]. 李格. 华南理工大学, 2020(02)
- [8]胞外聚合物对微生物还原含镉聚铁絮体过程的影响[D]. 唐婕. 华南理工大学, 2020(02)
- [9]K2FeO4辅助絮凝沉淀+电化学氧化处理乳化废水的研究[D]. 武世煊. 太原理工大学, 2020(07)
- [10]聚硅酸氯化铝钛及其复合絮凝剂处理低温低浊水的性能研究[D]. 廖丽娜. 湖南科技大学, 2020(06)
标签：聚合硫酸铁论文; 水处理絮凝剂论文; 聚丙烯酰胺絮凝剂论文; 水污染论文; 电渗析论文;