王韬[1]（2021）在《多活性基团絮凝剂的合成及其对染料废水的处理研究》文中研究说明混凝法在工业废水预处理中得到广泛应用。混凝效果直接影响后续生物处理或高级氧化处理效率。提升混凝对工业废水中难生物降解有机物的去除效果,可降低后续处理工艺的负荷,提高水处理效率。论文首先利用微生物絮凝剂（MBF）阴离子活性基团丰富的特点,对其进行阳离子改性,合成了脱色性能良好的两性微生物絮凝剂（MBF-g-P（AM-DAC））。研究了MBF-g-P（AM-DAC）的最优合成条件和合成机理。将MBF-g-P（AM-DAC）与聚硅酸铝（PSA）复配,用来处理刚果红（CR）染料废水,研究不同影响因素对CR去除率的影响,并分析其混凝机理。此外,论文以甲基丙烯酸六氟丁酯（HFBMA）和丙烯酰胺（AM）为单体,通过胶束聚合合成了富含氟碳基团的疏水改性高分子絮凝剂（P（AM-HFBMA））,其对模拟废水中四种溶解性染料均有较好的去除效果。研究P（AM-HFBMA）的合成机理,分析P（AM-HFBMA）与聚合氯化铁铝（PAFC）复配使用时,二者发挥的不同作用。论文的主要研究内容和结论如下:（1）在热引发条件下,MBF与AM、丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DAC）发生接枝共聚反应,得到两性高分子微生物絮凝剂MBF-g-P（AM-DAC）。通过傅里叶变换红外光谱分析（FTIR）、热重-差热分析（TG/DSC）、X射线光电子能谱分析（XPS）和X射线衍射分析（XRD）研究MBF-g-P（AM-DAC）组成、结构和特性,发现其具有丰富的氨基、羟基、羧基、铵基和酰氧基等活性基团。在MBF-g-P（AM-DAC）合成机理研究中发现,接枝共聚发生在MBF的氨基上。AM作为高活性单体促进了阳离子单体DAC与MBF的接枝共聚。对MBF-g-P（AM-DAC）在蒸馏水中所产生絮体进行比表面积分析,发现其絮体比表面积较大且具有大量的多孔结构,这有利于增强其吸附和网捕卷扫的混凝性能。（2）将自制MBF-g-P（AM-DAC）与聚硅酸铝（PSA）复配应用于模拟刚果红（CR）染料废水处理。混凝后CR染料的去除率较高、形成的絮体密实且体积大、沉降速率快、沉降时间短;而单加PSA处理时,形成的絮体小且松散,沉降速度慢,CR去除率较低。PSA和自制MBF-g-P（AM-DAC）在CR废水处理中起着不同的作用。PSA电中和作用强,但形成的絮体小;MBF-g-P（AM-DAC）的电中和作用较弱,但对絮体粒径增大有较大帮助。MBF-g-P（AM-DAC）及其絮体上的不饱和活性位点和较高的比表面积有助于CR的吸附,且存在物理吸附和化学吸附。（3）在紫外引发条件下,HFBMA与AM发生接枝共聚反应,得到含氟碳的疏水改性高分子絮凝剂P（AM-HFBMA）。通过表征分析发现,P（AM-HFBMA）具有丰富的氟基、酰胺基和酯基等多种活性基团。胶束聚合有助于合成具有微嵌段结构的高分子聚合物P（AM-HFBMA）。少量粘附在其表面的SDS提升了P（AM-HFBMA）的亲水性。P（AM-HFBMA）具有较多的活性位点,能增强与SDS和染料的相互作用。（4）将含氟碳的疏水改性高分子絮凝剂P（AM-HFBMA）应用于多种模拟染料废水的处理。P（AM-HFBMA）对浓度为250 mg/L的刚果红（CR）、亚甲基蓝（MB）、罗丹明B（Rh B）和甲基蓝（Ml B）模拟废水最佳去除率达到90%以上。P（AM-HFBMA）混凝性能优于三种市售PAM。PAFC和P（AM-HFBMA）复配使用时,PAFC主要起电中和作用,P（AM-HFBMA）主要起架桥作用,且有助于产生絮体。粘附在P（AM-HFBMA）表面的少量SDS能通过电荷吸引和疏水缔合作用增强P（AM-HFBMA）与染料相互作用。P（AM-HFBMA）上丰富的氟基与染料和SDS产生的氢键也增强了它们的相互作用,而其疏水缔合作用使絮体容易与水分离。该混凝过程存在吸附作用。
黄廷[2]（2021）在《离子型壳聚糖基絮凝剂的合成及其混凝性能研究》文中指出随着人口的快速增长和工业经济的发展,引起的水资源紧缺和水污染问题受到了社会的普遍关注。我国对环境保护和治理高度重视,坚持预防为主、综合治理,着力推进水污染防治。在水处理过程中,混凝主要去除水体中的悬浮胶体颗粒。而絮凝剂作为混凝法的关键,其混凝性能的好坏决定了水处理效果。壳聚糖基絮凝剂具有来源广泛、含官能团多、毒性低的优势,成为絮凝剂领域的研究热点。通过引入绿色、高效、经济、适用性广的壳聚糖（CS）可增加有机高分子絮凝剂的生物降解性和壳聚糖的资源化利用途径。本研究针对壳聚糖自身溶解性差、单独使用混凝能力较弱的缺点,以2-丙烯酰氨基-2-甲基-1-丙烷磺酸（AMPS）和[2-（甲基丙烯酰基氧基）乙基]二甲基-（3-磺酸丙基）氢氧化铵（SPE）作为阴离子单体和两性单体,通过热引发和紫外光引发对壳聚糖进行接枝共聚改性,分别合成得到阴离子壳聚糖基絮凝剂（CS-g-P（A M-AMPS））和两性壳聚糖基絮凝剂（CS-g-P（AM-SPE））。本研究对壳聚糖基絮凝剂合成条件进行优化,并采用多种表征方法研究合成絮凝剂的分子组成、结构和特性,最后深入研究它们对不同水体污染物的混凝去除性能和混凝机理。论文主要研究内容和结论如下:（1）以CS、丙烯酰胺（AM）和AMPS为原料,硝酸铈铵为引发剂,在热引发方式下进行接枝共聚,得到CS-g-P（AM-AMPS）。试验明确主要反应影响因素对产物特性粘度、分子量、接枝率和接枝效率的影响,从而确定CS-g-P（AM-AMPS）的最佳合成条件。通过红外光谱（FTIR）、X射线光电子能谱（XPS）、核磁共振氢谱（1H NMR）对絮凝剂进行表征,结果显示在壳聚糖主链上的-NH2或C-OH活性位点上与AM和AMPS发生了接枝共聚反应。CS-g-P（AM-AMPS）中富含磺酸基（-SO3H）、羟基（-OH）、酰胺基（-CO-NH2）等官能团。通过差热-热重（TG/DSC）分析发现,CS-g-P（AM-AMPS）具有良好的热稳定性。（2）将CS-g-P（AM-AMPS）与无机絮凝剂PAFC复配,考察了其对模拟赤铁矿废水的混凝效果,试验结果表明CS-g-P（AM-AMPS）具有较好的处理效果。CS-g-P（AM-AMPS）的加入比单独投加PAFC时浊度去除率有所提高,浊度去除率达到98.68%;且其所产絮体更大,具有更高的沉降效率。同时,赤铁矿废水中溶解的重金属在CS-g-P（AM-AMPS）中磺酸基团的螯合作用下被部分去除,最高去除率达到49.2%。通过对废水处理后上清液Zeta电位的变化、絮体粒径分布及表观形态分析发现,CS-g-P（AM-AMPS）在混凝过程中主要发挥吸附架桥和网捕卷扫作用,其电中和作用较弱。（3）将絮凝剂CS-g-P（AM-AMPS）应用于模拟饮用水的处理,并结合Zeta电位对混凝机理进行分析。结果表明PAC与CS-g-P（AM-AMPS）复配,在CS-g-P（A M-AMPS）低投加量下就能得到较好的处理效果,其对胶体颗粒、天然有机物（NO M）及溶解性有机物（DOM）去除率均高于单独市售PAC和PAC+PAM使用时对污染物的去除率;且其所产絮体具有更快的沉降速率,絮体在5 min内能沉降完全。同时,PAC与CS-g-P（AM-AMPS）复配絮凝剂在弱酸性和中性p H环境中混凝效果最优。在模拟饮用水的处理中,PAC主要起电荷中和作用,CS-g-P（AM-AMP S）与NOM/DOM中的相反电荷发生电荷吸引,从而加强了桥接和吸附作用,同时DOM通过与胶体粒子共沉降而被去除。（4）以CS、AM和SPE为原料,VA-044为引发剂,在紫外光照射下引发进行接枝共聚反应,得到CS-g-P（AM-SPE）。试验对主要反应因素进行优化,从而确定絮凝剂CS-g-P（AM-SPE）的最佳合成条件。通过FTIR、XPS、1H NMR对CS-g-P（AM-SPE）的组成结构等进行分析,证明其具有-N+-、-SO3-、-OH、-CO-NH2、-O-C=O-等官能团;差热-热重（TG/DSC）分析表明CS-g-P（AM-SPE）具有良好的热稳定性。（5）将CS-g-P（AM-SPE）分别应用于高浊度的高岭土悬浮液、腐植酸钠（Na HA）和黄腐酸（FA）模拟水体的混凝处理。结果表明,CS-g-P（AM-SPE）在低投加量下时就能对上述污染物达到良好的去除效果,CS-g-P（AM-SPE）对污染物的去除率均高于市售PAM,且絮体更大、更密实,所产絮体沉降效率更高。通过Zeta电位和粒径分布综合分析,表明CS-g-P（AM-SPE）在混凝过程中主要起强的电中和作用,另外有一定的吸附架桥和网捕卷扫的作用。
李宏运[3]（2021）在《羟基铝强化污泥脱水效能与氯离子迁移行为研究》文中认为剩余污泥是污水生化处理的主要副产物,随着污水处理量的大幅度提高,剩余污泥的产出量也日益增多,污泥的含水率一般都大于95%。要想对污泥进行进一步处置,污泥脱水显得格外重要,国内常用的污泥深度脱水预处理方式为化学调理,协同考虑污泥减量化处理与后续资源化处置成为污泥处理处置的热点问题。本文采用三种铝盐絮凝剂对剩余污泥进行化学调理研究不同形态的羟基铝对污泥脱水性的改善效果,分析污泥胞外聚合物（Extracellular polymeric substances,EPS）不同组分的变化特征,探究EPS对不同形态羟基铝絮凝行为的影响。随后研究典型絮凝剂聚合氯化铝（PAC）调理过程中氯离子的迁移转化行为,并对比常规化学调理剂氯化铁（Fe Cl3）、阳离子型聚丙烯酰胺（PAM）和石灰（Ca O）对污泥进行调理时氯离子的迁移规律,为污泥后续的无害化处置提供参考。研究的主要内容和结果如下:（1）选用三种铝盐絮凝剂对污泥调理时发现,中聚态铝（Alb）由于分子量大且电荷密度高,与污泥中负电粒子形成电中和作用所以调理后污泥脱水效果最佳,低聚态铝（Ala）调理污泥时主要发生水解吸附沉淀作用,高聚态铝（Alc）在污泥中主要的作用方式为网捕卷扫和吸附架桥作用。三种铝盐絮凝剂投加量从0 g Al/gTSS增长至0.06 g Al/gTSS时污泥中SEPS、LB-EPS的含量减少,污泥脱水效果变好。继续加大投药量,TB-EPS转化成SEPS和LB-EPS,SEPS和LB-EPS含量增加,脱水性能变差。在投加量0.08 g Al/gTSS调理污泥时,SEPS和TB-EPS中蛋白质含量降低。TB-EPS中腐殖酸和多糖的含量减少,而S-EPS中腐殖酸和多糖的含量升高。说明S-EPS中蛋白质含量的降低会改善污泥的脱水性能。（2）投加PAC调理后污泥体系中氯离子含量对比原污泥氯离子含量增长了4倍,PAC的投加是引起污泥体系中氯离子含量增多的主要原因。调理后对污泥压滤脱水处理,压滤脱水可以有效降低污泥泥饼中氯离子含量,有利于后续污泥无害化处置。采用酸溶解法处理污泥泥饼测定的氯离子的含量高于水溶解法,原因是污泥中部分氯元素存在于晶格内,这部分氯元素很难通过压滤脱水过程去除。PAC联合PAM调理污泥,能有效改善污泥的脱水性能,随着PAM投加量的增加滤液中氯离子含量降低,氯离子多存在于泥饼中,不利于污泥的后续处置。PAC联合石灰对污泥进行调理,石灰的投加会使污泥体系p H升高不利于污泥脱水。石灰的投加使压滤液中氯离子升高,根据物质的量守恒定律可知石灰的投加可以降低污泥泥饼中的氯离子含量。
张翔[4]（2021）在《聚合硫酸铜铁（PFCS）的研究与应用》文中研究说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。
曹云阳[5]（2021）在《有机絮凝剂对MBR污水处理性能及膜污染行为的影响研究》文中研究说明膜污染一直是膜生物反应器（MBR）研究应用中的焦点与热点问题。投加各种类型的絮凝剂可以改善污泥混合液的性质,有效减缓膜污染。因为加药量小、效果稳定、受p H和温度影响较小以及剩余污泥产量低等优点,有机絮凝剂拥有广泛的应用前景。然而,有机絮凝剂的投加量需要精确的控制,投加量少可能达不到预期结果,而投加量过大,则容易导致膜的有机污染。为了探索有机絮凝剂的短期与长期的使用功效,本文选取了四种典型的有机絮凝剂,通过烧杯试验以及批式膜过滤实验,选取壳聚糖为代表,并确立了其最优投加量,通过开展连续工艺实验探究了壳聚糖对MBR污水处理性能及膜污染行为的影响,本论文的主要研究工作与取得的研究结果如下:（1）对阴离子型有机絮凝剂聚丙烯酰胺（PAM）,以及阳离子型有机絮凝剂淀粉、壳聚糖及聚二甲基二烯丙基氯化铵（PDMDAAC）进行烧杯试验。通过考察四种有机絮凝剂对活性污泥的SV30、污泥比阻、上清液COD及上清液浊度的效果,得出了PAM、PDMDAAC、壳聚糖及淀粉较优投加量分别为4mg/L、500mg/L、40mg/L、30mg/L。（2）在较优投加量下,进一步划分了浓度梯度,通过批式膜过滤实验测定了不同浓度梯度的有机絮凝剂对污染物的去除效果、临界通量以及在高通量下的膜污染速率。结果表明,PAM、PDMDAAC、壳聚糖和淀粉的加药量依次为5mg/L、300mg/L、35mg/L和40mg/L,污染物去除效果最好,临界膜通量最高,膜污染速率最低。最后,结合经济性综合分析,选择投加壳聚糖作为连续工艺实验的投加药剂,投加量为35mg/L。（3）构建了以投加壳聚糖为实验组（K-MBR）、未投加药剂为空白组（C-MBR）的小试实验装置,开展连续工艺实验对比分析了污泥性质与膜污染行为,探讨了壳聚糖强化膜污染控制的机理。试验中主要测定以下指标:MBR一个周期运行的时间、跨膜压差TMP;考察污泥性质的指标有:活性污泥的粒径分布、活性污泥浓度以及活性污泥的相对疏水性（RH）、污泥混合液的电位等;考察污染物的去除效果指标有:胞外聚合物含量、氮磷指标、COD等参数。结果表明,实验组运行周期为47天高于空白组的27天;空白组的TMP增长速率是实验组的1.7倍;相比于空白组,投加壳聚糖减小了污泥CST值,增大了活性污泥Zeta电位值及污泥颗粒粒径,污泥浓度更高,降低了SVI值,出水水质更好,减少了反应器内SMP的含量,然而,壳聚糖的投加并没有降低EPS浓度的效果。用扫描电镜（SEM）对膜表面的泥饼及膜丝膜表面形态进行观察,发现污染物在膜的外层形成了不规则的絮凝体。污泥过滤阻力结果表明,投加壳聚糖后,增大了污泥颗粒粒径,较大的凝胶团被堆积在膜的表面,因此增加了凝胶层的阻力,减小了膜内部和外部的阻力,并没有引起膜丝内部污染的增加,延缓了膜污染的发生。基于以上分析认为,壳聚糖缓解膜污染的机理是通过污泥混合液中的大分子有机物被壳聚糖所吸附,形成了吸附架桥作用,并且,壳聚糖分子可以通过电中和作用,中和污泥上清液中带负电的大分子,使之汇聚成大颗粒絮体。不仅如此,壳聚糖可以使液体中的有机物转移到固相中,这就使得混合液中EPS的浓度增加,而SMP的含量降低,而高浓度的EPS让污泥混合液中的絮体疏水性变大,防止了污染物与膜紧密结合,膜污染得到了缓解。
刘彩玉[6]（2021）在《海藻酸钠基有机絮凝剂的合成及应用性能研究》文中研究指明絮凝工艺因为具备成本低、效率高、操作简单等众多优点,在水、废水处理及污泥脱水处理中得到了广泛应用。絮凝剂的效率决定了最终的处理效果。已有研究表明目前常用的絮凝剂存在一些问题,无机絮凝剂残留的金属离子会造成二次染,对人体健康有害;人工合成高分子有机絮凝剂则存在残留单体有毒性、难以生物降解和降解产物有致癌性的缺点。因此,具有可生物降解、环境友好等优点的天然高分子絮凝剂受到研究者的广泛关注。但是,天然高分子有机物质存在絮凝效率低、稳定性差和投加量大等缺点。因此,本文中以海藻酸钠（SA）为骨架,将甲基丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DMC）接枝到SA分子上,得到海藻酸钠基有机絮凝剂（SA-PDMC）,并研究了其在地表水处理中单独使用和与聚合氯化铝（PAC）复配使用的作用效果与机制以及在污泥脱水处理中的作用效果与机制。本文的主要研究内容及研究结论如下:通过单因素的方法,优化了 SA-PDMC的制备条件。研究发现:当SA-PDMC用于水处理时,最佳反应条件为1.0 g SA与15mLDMC和0.5g的KPS在70℃条件下反应4h（SA-PDMC1）;当SA-PDMC用于污泥脱水时则需要在相对更低的温度（60℃）,以更少的引发剂（0.25 g）,引发更多的单体（20 mL）参与反应（SA-PDMC2）。这是因为相比水处理,污泥脱水中的吸附架桥作用更强,需要更高的分子量。SA-PDMC1单独处理地表水时,絮凝效果随投加量的增大而先变好后变差,并且对于模拟地表水,最佳投加量下能使UV254与DOC浓度分别下降72.47%和23.55%;对实际湖水则能使UV254与DOC浓度分别下降21.76%和23.96%。同时,随投加量的增大,絮体的抗破碎的能力增强,恢复能力下降。这是因为,吸附电中和与吸附架桥的作用占比随投加量的变化而改变。低投加量时,吸附电中和发挥主导作用;投加量增大时,吸附桥接的作用占比变大。另外,通过研究pH对SA-PDMC1处理模拟水效果的影响,发现由于HA的质子化和脱质子化作用及SA构象对pH的响应,絮凝效果随pH值的增加而增加,在pH值为6.0-10.0时趋于稳定,SA-PDMC1的pH适用范围比较广泛。运用响应面法将PAC与SA-PDMC1复配使用处理实际湖水,研究表明,在投加量较小时SA-PDMC1与PAC的协同作用比较明显,表现出1+1>2的效果。其原因是SA-PDMC1的吸附架桥作用对PAC吸附电中和作用做了有益补充。经过优化,最佳投加配比为11.9 mg/L的PAC与1.2 mg/L的SA-PDMC1。此时,浊度、UV254和DOC的去除率分别为95.96%、32.42%和35.42%,与PAC单独作用相比,其投加量减少了 40%。将SA-PDMC2用于污泥脱水,能通过吸附架桥和吸附电中和作用去除胞外聚合物（EPS）中的蛋白质类物质,并且随投加量增加,污泥脱水性能变好。在投加量为5‰时,污泥比阻和泥饼含水率达到最小值,分别为2.87×1012m/Kg和82.85%,与原污泥相比分别减小了 79.8%与5.48%。同时,SA-PDMC2为阳离子型絮凝剂,能与污泥颗粒表面的负电荷基团发生吸附电中和作用,使表面负电荷减少,导致污泥颗粒间的排斥力减小,从而实现污泥团聚,絮体粒径变大与表观粘度下降。通过研究污泥初始pH对脱水效果的影响,发现在不调节pH时效果最好。这是因为:一方面,污泥的初始pH影响污泥本身的性质,污泥中的EPS有大量的氨基和羧基,这两种基团会在不同的pH条件下表现出不同的性质和发生电离作用,即随pH的增加,由氨基吸附质子逐渐变成羧基电离释放质子,导致污泥颗粒表面负电荷增加,污泥颗粒之间的排斥作用增强,污泥脱水性能下降;另一方面,污泥的初始pH影响SA-PDMC2的构象,即随pH的增加,SA-PDMC2逐渐由卷曲状态变为伸展状态,更有利于发挥吸附架桥作用,从而提高污泥脱水性能;在两方面的综合作用下,不调节pH时效果最好。
王淑军[7]（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》文中研究说明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。
沈雪[8]（2020）在《复合混凝剂对混凝—超滤工艺水处理效能和膜污染的影响》文中进行了进一步梳理超滤（UF）作为一种高效的水处理技术在水处理领域得到了广泛有效的应用,但由于膜污染会限制其应用,因此往往需要与其它工艺联用。混凝-超滤（C-UF）工艺可以显着提高有机物去除率并减轻超滤膜污染。聚合氯化铝（PAC）与聚二甲基二烯丙基氯化铵（PDMDAAC）复合使用可以提高出水水质。而在C-UF工艺中PAC-PDMDAAC的混凝作用机制及混凝效果和絮体特性对超滤膜污染的影响尚未被系统研究。本文基于当前研究背景,配制不同参数的系列PAC-PDMDAAC复合产品,并对其作用机制进行深入研究,明确PAC的碱化度（B）、PDMDAAC的粘度（η）对PAC-PDMDAAC混凝作用机制的影响。同时结合有机污染物特性和形成絮体的特性研究了膜污染机制,探讨PAC-PDMDAAC处理不同特性水质时的混凝行为和形成絮体的特性对超滤膜污染的影响机制。分别构建混凝-超滤工艺和混凝-沉淀-超滤工艺,分析PAC-PDMDAAC的混凝行为、絮体特性和对超滤膜污染的影响。另外,PAC投加至水体后会水解为不同形态铝,包括单体铝形态（Ala）、铝的中聚体形态（Alb）、铝的高聚体形态（Alc）。将PAC水解后的三种形态铝分别与PDMDAAC复合并应用于C-UF对不同特性水质的处理,明确PAC中不同形态铝与PDMDAAC的作用机制和应用前景。本文的主要研究结果总结如下:（1）复合混凝剂结构形貌和特性的研究:本文选用六水合氯化铝和无水碳酸钠通过微量滴碱法合成PAC,随后与PDMDAAC进行复合得到PAC-PDMDAAC复合混凝剂,对其官能团、形貌特征和电荷密度等进行研究。结果表明,PAC与PDMDAAC复合后有助于提高混凝剂的电荷密度和分子量。且复合混凝剂中的铝形态分布发生了变化,呈长链枝权状,与PAC相比具有较多分支和更广的粒度分布。PAC复合PDMDAAC后的红外光谱图显示大部分吸收峰与PAC一致,但部分峰发生变化甚至消失。说明将PDMDAAC引入到PAC中并非是简单的物理混合,而是二者之间发生了一定的相互作用,形成了复合混凝剂。（2）PAC-PDMDAAC复合混凝剂混凝性能和作用机制的研究:采用不同B值的PAC与不同η值的PDMDAAC按不同质量比进行复合,结果表明随混凝剂中PAC的B值、PDMDAAC的η值和PDMDAAC含量的变化,其混凝作用机制存在明显差异。B值较低时,PAC-PDMDAAC在低投加量下主要发挥电中和作用,但随着投加量的增大容易出现胶体颗粒再次稳定现象。而B值较高时,混凝剂以电中和作用和吸附架桥作用为主要机理。PDMDAAC的η较大时,PAC-PDMDAAC低投加量下主要以吸附架桥作用为主要机理,随投加量的增大电中和作用逐渐增强。PAC-PDMDAAC处理腐殖酸（HA）和腐殖酸-蛋白质（HA-BSA）时以电中和作用和吸附架桥作用为主要机理;处理腐殖酸-多糖（HA-SA）和腐殖酸-蛋白质-多糖（HA-BSA-SA）时Al3+与SA分子形成的络合物也可发挥吸附架桥作用和网捕卷扫作用增强混凝效果。有机污染物浓度较低时,PAC可以发挥较好的混凝效果,但随着有机污染物浓度的增大,PAC的混凝效果明显下降。而PAC-PDMDAAC具有较强的电中和作用和吸附架桥作用,在有机物浓度较高时仍可发挥较好的混凝效果,具有更广泛的有机物浓度适用范围。（3）PAC-PDMDAAC复合混凝剂形成絮体特性的研究:与PAC相比,PAC-PDMDAAC形成的絮体粒径更大,结构更疏松。随PDMDAAC的含量的增大,PAC-PDMDAAC的吸附架桥作用增强,形成絮体的分支状结构更多。在HA-SA和HA-BSA-SA水样中,PAC-PDMDAAC形成的絮体与HA和HA-BSA水样中形成的絮体相比具有更快的生长速度和更大的粒径,且引入低剪切力时具有更好的恢复再生效果。而当有机污染物浓度过低和过高时,胶体颗粒会因为密度较低使碰撞几率较低和密度较高使静电斥力过大导致絮体恢复再生较差。复合PDMDAAC后,混凝剂可增大形成絮体的粒径和强度,并显着减轻污染物浓度对絮体特性的不利影响。在有机物浓度为20 mg·L-1和50 mg·L-1时PAC-PDMDAAC形成的絮体仍具有较强的抗剪切能力和恢复再生能力。（4）PAC-PDMDAAC复合混凝剂膜污染机制的研究:对于不同材质的超滤膜,混凝剂对膜污染的改善效果不同。对于表面能相对较大的再生纤维素（RC）膜,PAC-PDMDAAC可有效提高其膜通量,这是因为RC膜亲水性较好自身阻力较低,PAC-PDMDAAC可通过形成结构疏松的滤饼层减轻滤饼层阻力降低膜污染。对于含不同有机物的水样,造成膜污染的机理也不同。HA和HA-BSA水样造成膜污染的主要机制为膜孔堵塞和膜表面吸附造,且反冲洗后无法恢复的不可逆污染较严重,PAC-PDMDAAC主要通过降低滤饼层阻力缓解其膜污染;HA-SA和HA-BSA-SA水样引起膜污染的机制则为滤饼层的形成,PAC-PDMDAAC通过形成疏松多孔且容易被水力去除的滤饼层显着改善膜污染。且有机物浓度和滤饼层结构对膜污染影响较大,随水样中有机污染物浓度的增大,滤饼层结构逐渐密实膜通量逐渐降低,而PAC-PDMDAAC通过改善滤饼层结构并降低有机物浓度显着缓解膜污染并削弱污染物浓度膜污染的影响。（5）不同铝形态复合PDMDAAC混凝超滤行为机制的研究:Ala的主要混凝机理为电中和作用,Alb的主要混凝机理为电中和作用和吸附架桥作用,Alc则为吸附架桥作用和网捕卷扫作用。PDMDAAC作为阳离子高分子聚合物与Ala/Alb/Alc复合后分别增强Ala/Alb/Alc的吸附架桥作用和电中和作用。与Alb-PDMDAAC和Alc-PDMDAAC相比,Ala-PDMDAAC对有机物的去除效果更好,尤其对芳香烃结构有机物。混凝出水的残留铝主要以不稳定颗粒态铝存在但未达到我国水质标准（中华人民共和国国家标准GB/T5750.6-2006）的浓度要求。而超滤过程可有效降低出水残留铝含量,Ala-PDMDAAC通过在膜表面形成疏松多孔的滤饼层可有效控制超滤出水残留铝浓度并缓解超滤膜污染。对于不同比紫外吸收率（SUVA）的水样,其混凝性能和引起膜污染的机制不同。SUVA值较大的水样由于所含疏水性有机物较多容易被膜表面吸附引起较大的滤饼层阻力,导致可逆污染增大。SUVA值较小的水样中较多的亲水性小分子有机物难以被混凝去除,且容易进入膜孔造成膜孔堵塞增大不可逆污染。Ala-PDMDAAC通过电中和作用和吸附架桥作用充分捕捉大分子疏水性有机物并进一步网捕小分子亲水性有机物,在降低有机物浓度的同时可在膜表面形成疏松的滤饼层,能有效降低可逆污染和不可逆污染。
代春吉[9]（2019）在《基于工业明胶改性阳离子胶原蛋白的制备及其絮凝性能研究》文中认为我国是世界上公认的皮革生产加工大国,有着丰富的动物皮资源。据统计,每生产100 kg的成品革,就要产出超过300kg以上的皮革固体废弃物。因此,皮革固体废弃物的综合开发和高值化转化利用,不但可以解决对环境的污染问题,而且可为其它行业提供生产所需的原料或辅料。废弃钻井液是在油气田勘探开发作业过程中所产生的固液废弃物,对动植物、人类健康及周围环境会产生直接或间接的危害,废弃钻井液的无害化处理已成为急需解决的行业问题。本论文以皮革含铬废革屑提取的工业明胶为原材料,制备了三种改性阳离子胶原蛋白,并将其应用于废弃钻井液的絮凝处理,为皮革含铬固体废弃物高值化转化和废弃钻井液污染治理提供了新的路径,实现了“以废治污”的环保理念。同时改性阳离子胶原蛋白可被生物降解,有效降低了二次污染的可能性,具有良好的环保效益。论文主要研究工作包括:根据水溶液聚合法和自由基聚合原理,在氮气保护条件下,以氧化还原引发剂叔丁基过氧化氢（TBHP）和焦亚硫酸钠（SPS）为引发剂,丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DAC）为阳离子单体,采用接枝共聚的方法对胶原蛋白进行改性,制备了阳离子胶原蛋白（PCDAC）。通过单因素实验考察了复合酶用量、pH、温度、时间等水解条件对PCDAC絮凝性能的影响。在单因素基础上,通过响应面法优化得到了 PCDAC制备过程中明胶的最佳水解条件,优化后PCDAC对模拟钻井废液浊度的去除率可以达到69.3%。采用现代分析手段证实了胶原蛋白与DAC按照预期路线发生接枝反应,接枝改性改变了胶原蛋白光滑、规整的表面结构,PCDAC产物的表面粗糙度、疏松多孔性及表面积明显增大。为了进一步提高PCDAC的相对分子质量,以DAC和丙烯酰胺（AM）为单体对胶原蛋白进行接枝共聚改性,制备出相对分子质量更大的聚合阳离子胶原蛋白P（C-AM-DAC）,并优化了该反应过程的最佳条件。实验证明了AM和DAC按照设计路线与胶原蛋白发生了接枝反应,制备得到的聚合阳离子胶原蛋白P（C-AM-DAC）的相对分子质量Mp达到17895,对模拟钻井废液浊度去除率提升至91.3%,相比于阳离子胶原蛋白PCDAC具有明显的效果提升。为了增加絮凝体的沉降速度和絮凝吸附能力,制备了含疏水基团的新型胶原蛋白。将含疏水基性单体丙烯酸丁酯（BA）、AM和DAC三相单体对胶原蛋白进行接枝共聚,制备出含疏水基阳离子胶原蛋白P（C-AM-DAC-BA）,并综合采用单因素实验、响应面分析法对该反应过程的基本条件进行了优化。实验证实了 AM、DAC和BA按照预期路线与胶原蛋白发生了接枝反应,最优条件下P（C-AM-DAC-BA）对模拟钻井废液浊度去除率高达93.2%,同时絮凝沉降速度有了显着提升。这说明借助含疏水基基团的含疏水基亲油特性和吸附-电中和原理,可以使含油钻井液更容易破乳达到除油的目的;同时悬浮物则更容易发生絮凝,从而提升了絮凝沉降速度。最后,以含疏水基胶原蛋白P（C-AM-DAC-BA）对模拟钻井废液浊度去除率为指标,通过单因素实验分别考察了 P（C-AM-DAC-BA）用量、絮凝时间、pH、温度等对絮凝效果的影响,得到含疏水基胶原蛋白P（C-AM-DAC-BA）最佳絮凝条件为:投加量500 mg/L、絮凝时间25 min、体系pH 5.0、絮凝温度35℃。含疏水基胶原蛋白P（C-AM-DAC-BA）具有pH使用范围宽、絮凝效果好、絮凝速度快等优点。从Zeta电位变化可知,体系pH的改变主要是降低了污水模型的电位值从而影响了絮凝效果,从不同絮凝时间絮体形貌上看,絮凝过程中絮体的形态是一个由疏密到紧凑的过程。首先,胶原蛋白链上接枝的DAC携带正电荷,通过“电荷中和”和“吸附架桥”作用吸附带负电荷的悬浮颗粒,形成一个大空间网络。最后,胶原蛋白网络链通过网捕作用进一步吸附悬浮颗粒,形成粗大絮体,以达到絮凝效果。
张怡晓[10]（2019）在《煤矿矿井废水絮凝药剂的优化研究》文中进行了进一步梳理混凝处理是最常用的处理煤矿矿井废水的方法,而絮凝剂起着关键的因素。本研究采用物理共混法制备絮凝剂,并优选、优化制备出聚合硅酸铝铁-阴离子型聚丙烯酰胺（PSAF-APAM）,应用处理煤矿矿井水降低COD与浊度的浓度,并确定混凝沉淀的最佳工艺条件,使之COD与浊度达到地表水II级标准,解决目前由于絮凝药剂选用不当与之使用运行工艺条件造成的煤矿矿井水处理药剂投加量高、效果差的问题,并根据试验参数进行絮凝沉淀池的设计。通过单因素法分析复合絮凝剂制备过程中pH、温度、时间、聚硅酸铝铁与阴离子型聚丙烯酰胺配比各因素对絮凝效果的影响,并通过正交试验确定复合絮凝剂最佳制备条件PSAF:APAM配比为10:1,pH值为2,混合时间为1h,温度为40℃。表征证明,聚硅酸铝铁（PSAF）与阴离子型聚丙烯酰胺（APAM）的结合,综合了两种絮凝剂的优点,增大了絮凝剂的吸附表面积,APAM的添加增加了聚合硅酸铝铁的吸附架桥、网捕与电中和作用。通过煤矿矿井水处理研究,确定PSAF-APAM复合絮凝剂处理矿井废水采用混凝沉淀时最优条件为:复合絮凝剂最佳投加量为60.00 mg/L,降低温度对絮凝效果的影响,无需调节pH值仍达到最佳处理效果,快速搅拌,即实际运行凝聚阶段,时间为2 min、速率为500 r/min;慢速搅拌,即实际运行矾化阶段,时间为5 min、速率为120r/min;并且静置沉淀时间为2h,即实际运行停留时间为2h。运行此条件,复合絮凝剂处理矿井水,COD与浊度去除效果98.00%与99.34%,剩余量分别为4.00 mg/L、1.45 NTU,达到了地表水II级标准。并且与煤矿原絮凝剂对比效率各自提高2.54%、11.57%,投加量降低40%,每吨水处理成本降低了 0.07元。本研究制备的复合絮凝剂PSAF-APAM具有高效、节约的絮凝剂,有一定的推广价值与研究价值。通过对絮凝-斜板沉淀池设计计算,处理水量为12000 m3/d,絮凝池3个规格为3.3×3.3×3.3 m;斜板沉淀池规格为16×14×5 m。
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。
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。
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。
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水污染概述 |
| 1.1.2 水环境质量标准 |
| 1.2 印染废水概述 |
| 1.2.1 印染废水污染现状 |
| 1.2.2 印料废水的危害 |
| 1.2.3 印染废水常规处理技术 |
| 1.3 絮凝剂研究现状 |
| 1.3.1 混凝法及絮凝剂的分类 |
| 1.3.2 絮凝剂国内外研究进展 |
| 1.4 主要研究内容及创新点 |
| 1.4.1 研究背景及意义 |
| 1.4.2 研究主要内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂、材料及仪器 |
| 2.1.1 试剂与材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 多活性基团絮凝剂的合成方法 |
| 2.2.1 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的合成方法 |
| 2.2.2 P(AM-HFBMA)絮凝剂的合成方法 |
| 2.3 絮凝剂特性的测定方法 |
| 2.3.1 固含量的测定方法 |
| 2.3.2 阳离子度的测定方法 |
| 2.3.3 分子量的测定方法 |
| 2.4 絮凝剂的表征方法 |
| 2.4.1 傅里叶变换红外光谱分析(FTIR) |
| 2.4.2 差热-热重（DSC-TGA）分析 |
| 2.4.3 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 2.4.4 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.4.5 核磁共振分析 |
| 2.4.6 氮气吸附-脱附测量分析 |
| 2.4.7 扫描电镜图像分析 |
| 2.5 混凝实验方法及机理分析方法 |
| 2.5.1 混凝实验方法 |
| 2.5.2 吸附动力学 |
| 2.5.3 吸附等温线 |
| 第3章 富含离子基团的微生物絮凝剂合成及其对刚果红染料废水处理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的合成条件优化 |
| 3.2.1 引发剂的量对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.2 MBF与AM质量比对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.3 DAC的量对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.4 反应温度对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.5 引发时间对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.6 p H对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.3 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的分子结构及特性研究 |
| 3.3.1 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂组成与结构研究 |
| 3.3.2 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂热稳定性研究 |
| 3.3.3 MBF-g-P(AM-DAC)的合成机理 |
| 3.4 MBF-g-P(AM-DAC)对刚果红染料废水处理研究 |
| 3.4.1 MBF-g-P(AM-DAC)投加量和沉降时间对刚果红去除率的影响研究 |
| 3.4.2 絮体粒径大小分布和表面特征研究 |
| 3.4.3 Zeta电位分析 |
| 3.5 MBF-g-P(AM-DAC)及其所产絮体的吸附性能 |
| 3.5.1 N_2吸附-脱附曲线(BET)分析 |
| 3.5.2 吸附等温线分析 |
| 3.6 模拟废水中刚果红去除机理研究 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 含氟碳基团的有机高分子絮凝剂合成及对多种模拟染料废水处理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 P(AM-HFBMA)的合成及组成结构研究 |
| 4.2.1 P(AM-HFBMA)的合成 |
| 4.2.2 P(AM-HFBMA)的组成结构研究 |
| 4.2.3 P(AM-HFBMA)的合成机理 |
| 4.2.4 P(AM-HFBMA)的特性研究 |
| 4.3 P(AM-HFBMA)对多种染料的处理研究 |
| 4.3.1 P(AM-HFBMA)的投加量对脱色效果的影响 |
| 4.3.2 染料初始浓度对脱色效果的影响 |
| 4.3.3 p H对脱色效果的影响 |
| 4.4 P(AM-HFBMA)及其絮体的吸附特性研究 |
| 4.4.1 吸附动力学分析 |
| 4.4.2 吸附等温线分析 |
| 4.5 P(AM-HFBMA)对染料的去除机理研究 |
| 4.5.1 紫外可见吸收光谱和红外光谱分析 |
| 4.5.2 Zeta电位分析 |
| 4.6 P(AM-HFBMA)与市售絮凝剂混凝效率比较及应用前景分析 |
| 4.6.1 P(AM-HFBMA)与市售絮凝剂混凝效率比较 |
| 4.6.2 P(AM-HFBMA)应用前景分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间科研成果及获奖情况 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 絮凝剂及混凝技术 |
| 1.2.1 混凝技术 |
| 1.2.2 混凝机理 |
| 1.2.3 絮凝剂 |
| 1.3 天然高分子絮凝剂及其改性 |
| 1.3.1 天然高分子絮凝剂 |
| 1.3.2 壳聚糖的性质 |
| 1.3.3 壳聚糖的改性研究 |
| 1.4 论文的研究目的、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究的意义 |
| 1.4.2 研究的目的及内容 |
| 1.4.3 研究的主要创新点 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第2章 试验材料及方法 |
| 2.1 试验试剂与仪器 |
| 2.1.1 试验试剂 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 壳聚糖基絮凝剂的合成方法 |
| 2.2.1 CS-g-P(AM-AMPS)的合成流程 |
| 2.2.2 CS-g-P(AM-SPE)的合成流程 |
| 2.3 壳聚糖基絮凝剂分子结构及其特性研究方法 |
| 2.3.1 壳聚糖基絮凝剂特性粘度和分子量测定方法 |
| 2.3.2 壳聚糖基絮凝剂接枝率与接枝效率测定方法 |
| 2.3.3 壳聚糖基絮凝剂分子结构及热稳定性表征方法 |
| 2.4 CS-g-P(AM-AMPS)混凝试验 |
| 2.4.1 赤铁矿废水混凝处理试验 |
| 2.4.2 模拟饮用水混凝处理试验 |
| 2.5 CS-g-P(AM-SPE)混凝试验 |
| 2.5.1 高岭土悬浮液混凝处理试验 |
| 2.5.2 腐植酸钠混凝处理试验 |
| 2.5.3 黄腐酸混凝处理试验 |
| 2.6 混凝机理研究方法 |
| 2.6.1 Zeta电位的测定方法 |
| 2.6.2 絮体粒径分布的测定方法 |
| 2.6.3 扫描电镜分析 |
| 第3章 絮凝剂CS-g-P(AM-AMPS)的合成及应用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 CS-g-P(AM-AMPS)的合成优化 |
| 3.2.1 引发剂用量对聚合产物的影响 |
| 3.2.2 反应温度对聚合产物的影响 |
| 3.2.3 m(AM):m(AMPS)对聚合产物的影响 |
| 3.2.4 反应时间对聚合产物的影响 |
| 3.3 CS-g-P(AM-AMPS)的组成和结构分析 |
| 3.3.1 红外光谱分析 |
| 3.3.2 X射线光电子能谱分析 |
| 3.3.3 核磁共振氢谱分析 |
| 3.3.4 差热-热重分析 |
| 3.3.5 合成机理分析 |
| 3.4 CS-g-P(AM-AMPS)对赤铁矿废水的混凝研究 |
| 3.4.1 CS-g-P(AM-AMPS)对赤铁矿废水的去除效率研究 |
| 3.4.2 絮体粒径分布及表观特性研究 |
| 3.4.3 CS-g-P(AM-AMPS)电中和能力研究 |
| 3.4.4 混凝机理分析 |
| 3.5 CS-g-P(AM-AMPS)对模拟饮用水的混凝研究 |
| 3.5.1 CS-g-P(AM-AMPS)对模拟饮用水中污染物的去除效率研究 |
| 3.5.2 絮体沉降效率研究 |
| 3.5.3 p H值对污染物去除效率的影响研究 |
| 3.5.4 混凝机理分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 絮凝剂CS-g-P(AM-SPE)的合成及应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 CS-g-P(AM-SPE)的合成优化 |
| 4.2.1 总反应物浓度对聚合产物的影响 |
| 4.2.2 总单与壳聚糖的质量比对聚合产物的影响 |
| 4.2.3 引发剂浓度对聚合产物的影响 |
| 4.2.4 光照强度对聚合产物的影响 |
| 4.2.5 光照时间对聚合产物的影响 |
| 4.2.6 m(AM):m(SPE)对聚合产物的影响 |
| 4.3 CS-g-P(AM-SPE)的组成、结构和特性研究 |
| 4.3.1 红外光谱分析 |
| 4.3.2 X射线光电子能谱分析 |
| 4.3.3 核磁共振氢谱分析 |
| 4.3.4 差热-热重分析 |
| 4.4 CS-g-P(AM-SPE)的水处理性能研究 |
| 4.4.1 针对高岭土悬浮液的混凝研究 |
| 4.4.2 针对腐植酸钠的混凝研究 |
| 4.4.3 针对黄腐酸的混凝研究 |
| 4.4.4 混凝机理分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间科研成果、参与课题及获奖情况 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 胞外聚合物对污泥脱水性的影响 |
| 1.2.1 污泥胞外聚合物的来源、组成和作用 |
| 1.2.2 污泥EPS对污泥脱水性的研究分析 |
| 1.3 污泥调理现状分析 |
| 1.3.1 常规污泥化学调理技术 |
| 1.3.2 高级调理技术 |
| 1.3.3 羟基铝混凝剂的混凝机理与应用研究 |
| 1.4 污泥的处置方法和现状 |
| 1.4.1 污泥的处置原则 |
| 1.4.2 污泥的处置现状 |
| 1.4.3 污泥中氯的形态及其对焚烧的危害 |
| 1.5 课题研究的目的和内容 |
| 1.5.1 课题的研究目的及意义 |
| 1.5.2 课题研究内容 |
| 第2章 实验材料与步骤方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 污泥来源 |
| 2.1.2 实验药剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 三种铝盐形态絮凝剂对污泥调理的实验方法 |
| 2.2.2 氯离子迁移变化规律探究实验方法 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 污泥的基本性质分析 |
| 2.3.2 污泥脱水性指标 |
| 2.3.3 污泥的物理特性 |
| 2.3.4 EPS提取和分析 |
| 2.3.5 污泥中氯离子测定 |
| 2.3.6 其他指标分析 |
| 第3章 不同形态羟基铝对污泥脱水性能及EPS的影响 |
| 3.1 不同形态羟基铝调理对污泥脱水性能的影响 |
| 3.2 不同形态羟基铝调理对污泥理化性质的影响 |
| 3.2.1 不同形态羟基铝调理对污泥絮体形态的影响分析 |
| 3.2.2 不同形态羟基铝调理对污泥流变性能的影响分析 |
| 3.3 不同形态羟基铝调理对污泥EPS特性的影响 |
| 3.3.1 不同形态羟基铝调理对污泥EPS含量的影响 |
| 3.3.2 不同形态羟基铝调理对EPS组分的影响 |
| 3.3.3 不同形态羟基铝调理后三维荧光光谱分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 典型絮凝剂调理污泥过程中氯离子的迁移规律研究 |
| 4.1 PAC调理对污泥脱水性能及氯离子变化规律 |
| 4.1.1 PAC投加量对污泥脱水性能及氯离子变化影响 |
| 4.1.2 PAC联合PAM调理对污泥脱水性和氯离子分布的影响 |
| 4.1.3 PAC联合石灰调理对污泥脱水性和氯离子分布的影响 |
| 4.2 FeCl_3调理对污泥脱水性能及氯离子变化规律 |
| 4.2.1 FeCl_3投加量对污泥脱水性能及氯离子变化影响 |
| 4.2.2 FeCl_3联合PAM调理对污泥脱水性和氯离子分布的影响 |
| 4.2.3 FeCl_3联合石灰调理对污泥脱水性和氯离子分布的影响 |
| 4.3 压滤时间及氯离子提取方法对氯离子变化的影响 |
| 4.3.1 压滤时间对污泥脱水性能影响及氯离子动力学研究 |
| 4.3.2 泥饼中氯离子的提取方法对氯离子含量的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 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 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 膜生物反应器(MBR)工艺 |
| 1.1.1 膜生物反应器的发展概况 |
| 1.1.2 MBR的种类及其特质 |
| 1.2 膜污染识别表征及控制方法 |
| 1.2.1 MBR膜污染简介 |
| 1.2.2 膜污染控制方法 |
| 1.3 投加絮凝剂控制膜污染的研究进展 |
| 1.3.1 MBR中应用的絮凝剂种类 |
| 1.3.2 有机絮凝剂的选择依据 |
| 1.3.3 有机絮凝剂的作用机理 |
| 1.4 研究意义和内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 2.试验装置及分析方法 |
| 2.1 实验装置和材料 |
| 2.1.1 膜生物反应器装置 |
| 2.1.2 恒压过滤装置 |
| 2.1.3 有机絮凝剂 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 原水水质 |
| 2.2.2 实验仪器及设备 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 3.典型有机絮凝剂对污泥性质及膜过滤性能的影响 |
| 引言 |
| 3.1 有机絮凝剂对活性污泥混合液沉降性能的影响 |
| 3.2 有机絮凝剂对活性污泥比阻的影响 |
| 3.3 有机絮凝剂较优投加量的确定 |
| 3.4 有机絮凝剂对批式膜过滤性能的影响 |
| 3.4.1 临界通量分析 |
| 3.4.2 膜污染速率解析 |
| 3.5 有机絮凝剂最优投加量的确定 |
| 3.6 本章小结 |
| 4.壳聚糖投加缓解MBR膜污染的影响研究 |
| 引言 |
| 4.1 跨膜压差TMP的变化 |
| 4.2 污染物去除效果对比分析 |
| 4.2.1 出水COD的对比分析 |
| 4.2.2 出水氨氮的对比分析 |
| 4.2.3 出水总磷的对比分析 |
| 4.2.4 出水总氮的对比分析 |
| 4.2.5 出水浊度的比较 |
| 4.3 污泥性质的对比分析 |
| 4.3.1 污泥浓度MLSS以及MLVSS对比分析 |
| 4.3.2 污泥沉降性比较分析 |
| 4.3.3 污泥过滤阻力分布分析 |
| 4.3.4 污泥混合液的Zeta电位分析 |
| 4.3.5 污泥混合液颗粒粒径(PSD)分布 |
| 4.3.6 污泥混合液的毛细吸水时间(CST) |
| 4.3.7 污泥混合液的相对疏水性(RH) |
| 4.4 EPS与 SMP分析 |
| 4.4.1 EPS分析 |
| 4.4.2 SMP分析 |
| 4.4.3 荧光特性 |
| 4.5 膜表面污染层形态观察 |
| 4.6 本章小结 |
| 5.结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 本文研究内容 |
| 1.3 本文创新之处 |
| 1.4 本文受资助情况 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 絮凝剂及絮凝机理 |
| 2.1.1 絮凝剂 |
| 2.1.2 絮凝机理 |
| 2.2 污泥脱水 |
| 2.2.1 污泥特性 |
| 2.2.2 污泥脱水的影响因素 |
| 2.3 海藻酸钠 |
| 2.3.1 海藻酸钠的基本结构 |
| 2.3.2 海藻酸钠在水处理中的研究现状 |
| 第三章 实验材料与方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验药剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 实验水样 |
| 3.1.4 实验污泥 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 SA-PDMC的制备方法 |
| 3.2.2 PAC的配制方法 |
| 3.2.3 SA-PDMC物理化学表征 |
| 3.2.4 烧杯实验 |
| 3.2.5 絮凝过程中相关指标测定 |
| 3.2.6 污泥脱水中相关指标测定 |
| 第四章 海藻酸钠基有机絮凝剂的合成 |
| 4.1 絮凝处理地表水中SA-PDMC反应条件的优化 |
| 4.1.1 絮凝处理地表水中SA-PDMC合成温度的优化 |
| 4.1.2 絮凝处理地表水中SA-PDMC合成单体量的优化 |
| 4.1.3 絮凝处理地表水中SA-PDMC合成引发剂质量的优化 |
| 4.2 污泥脱水中SA-PDMC合成条件的优化 |
| 4.2.1 污泥脱水中SA-PDMC合成温度的优化 |
| 4.2.2 污泥脱水中SA-PDMC合成单体量的优化 |
| 4.2.3 污泥脱水中SA-PDMC合成引发剂质量的优化 |
| 4.3 SA-PDMC的表征 |
| 4.3.1 红外光谱(FTIR)分析 |
| 4.3.2 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 4.3.3 核磁共振氢谱(~1H-NMR)分析 |
| 4.3.4 透射电镜(TEM)图像分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 SA-PDMC在地表水处理中的应用 |
| 5.1 处理模拟地表水 |
| 5.1.1 投加量对絮凝效果的影响 |
| 5.1.2 初始pH对絮凝效果的影响 |
| 5.2 处理湖水 |
| 5.2.1 SA-PDMC与PAC分别单独使用时的作用效果 |
| 5.2.2 SA-PDMC与PAC复配使用的絮凝效果 |
| 5.2.3 三维荧光光谱(EEM)分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 SA-PDMC在污泥脱水中的应用 |
| 6.1 投加量对脱水性能的影响 |
| 6.2 pH对污泥脱水性能的影响 |
| 6.3 污泥脱水前后EPS变化 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间学术成果 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
| 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 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 天然有机物 |
| 1.1.1 天然有机物的特性 |
| 1.1.2 天然有机物的危害 |
| 1.1.3 天然有机物的去除 |
| 1.2 混凝技术 |
| 1.2.1 混凝技术的发展应用 |
| 1.2.2 混凝过程的作用机制 |
| 1.2.3 混凝效果的影响因素 |
| 1.2.4 絮体特性理论基础 |
| 1.3 混凝剂 |
| 1.3.1 无机混凝剂 |
| 1.3.2 有机絮凝剂 |
| 1.3.3 复合混凝剂 |
| 1.4 超滤技术 |
| 1.4.1 超滤技术及其发展应用 |
| 1.4.2 超滤膜污染及污染机理 |
| 1.4.3 超滤预处理技术的发展应用 |
| 1.4.4 混凝-超滤联用工艺 |
| 1.5 本文的研究意义、内容与创新 |
| 1.5.1 研究背景与意义 |
| 1.5.2 研究内容与目的 |
| 1.5.3 研究的创新之处 |
| 1.5.4 课题与经费来源 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验水样 |
| 2.2 混凝剂的制备与表征 |
| 2.2.1 混凝剂的制备 |
| 2.2.2 红外光谱(FT-IR) |
| 2.2.3 分子量测定 |
| 2.2.4 Ferron逐时络合比色法 |
| 2.2.5 颗粒电荷密度测定 |
| 2.2.6 Zeta电位测定 |
| 2.2.7 粒径分布测定 |
| 2.2.8 透射电镜(TEM) |
| 2.3 混凝过程及出水水质测定 |
| 2.3.1 混凝实验装置 |
| 2.3.2 出水水质测定 |
| 2.3.3 有机物组分测定 |
| 2.3.4 残留铝含量测定 |
| 2.4 混凝动态过程及絮体特性 |
| 2.4.1 混凝动态过程 |
| 2.4.2 絮体粒径及强度 |
| 2.4.3 絮体分形维数 |
| 2.5 混凝-超滤联用装置 |
| 2.5.1 混凝-超滤实验装置 |
| 2.5.2 超滤膜污染及反冲洗 |
| 2.5.3 超滤膜阻力分布 |
| 第三章 复合混凝剂的结构表征 |
| 3.1 红外光谱分析 |
| 3.2 铝形态分析 |
| 3.3 形貌结构与电荷 |
| 3.4 粒径分布与分子量分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 PAC-PDMDAAC复合混凝剂的混凝性能及机制研究 |
| 4.1 不同混凝条件下PAC-PDMDAAC的混凝机制研究 |
| 4.1.1 PDMDAAC粘度的影响 |
| 4.1.2 PAC碱化度的影响 |
| 4.1.3 PDMDAAC含量的影响 |
| 4.2 不同有机污染物类型下PAC-PDMDAAC的混凝机制研究 |
| 4.2.1 混凝效果分析 |
| 4.2.2 三维荧光光谱分析 |
| 4.3 不同有机污染物浓度下PAC-PDMDAAC的混凝机制研究 |
| 4.3.1 混凝剂投加量的影响 |
| 4.3.2 有机物浓度的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 PAC-PDMDAAC复合混凝剂生成絮体的特性研究 |
| 5.1 不同PDMDAAC含量时生成絮体的特性研究 |
| 5.1.1 混凝动态过程研究 |
| 5.1.2 絮体特性研究 |
| 5.2 不同类型有机污染物下生成絮体的特性研究 |
| 5.2.1 混凝动态过程研究 |
| 5.2.2 不同剪切强度对絮体特性的影响研究 |
| 5.3 不同浓度有机污染物下生成絮体的特性研究 |
| 5.3.1 絮体生长特性研究 |
| 5.3.2 絮体破碎再生特性研究 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 PAC-PDMDAAC复合混凝剂的膜污染机制研究 |
| 6.1 不同混凝条件下PAC-PDMDAAC的膜污染机制研究 |
| 6.1.1 超滤膜材质的影响 |
| 6.1.2 PDMDAAC含量的影响 |
| 6.2 不同类型有机污染物的膜污染机制研究 |
| 6.2.1 混凝-超滤工艺的研究 |
| 6.2.2 混凝-沉淀-超滤工艺的研究 |
| 6.2.3 膜污染机制的研究 |
| 6.3 不同浓度有机污染物的膜污染机制研究 |
| 6.3.1 膜通量的研究 |
| 6.3.2 膜污染机制的研究 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 不同铝形态复合PDMDAAC的混凝超滤行为机制研究 |
| 7.1 铝形态对混凝-超滤性能及机制的影响研究 |
| 7.1.1 混凝机制和残留铝控制的研究 |
| 7.1.2 絮体特性的研究 |
| 7.1.3 超滤膜污染的研究 |
| 7.2 水源SUVA值对混凝-超滤性能及机制的影响研究 |
| 7.2.1 混凝效果的研究 |
| 7.2.2 絮体特性的研究 |
| 7.2.3 膜污染的研究 |
| 7.3 小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间学术成果 |
| 附件 |
| 附表 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 1 绪论 |
| 1.1 明胶 |
| 1.1.1明胶的来源和性质 |
| 1.1.2 明胶的提取方法 |
| 1.1.3 明胶的改性处理方法 |
| 1.1.4 明胶的实际应用 |
| 1.2 钻井废弃液 |
| 1.2.1 钻井废弃液的组成和性质 |
| 1.2.2 钻井废弃液的特点 |
| 1.2.3 钻井废弃液的危害 |
| 1.2.4 钻井废弃液的处理方法 |
| 1.3 絮凝剂的分类 |
| 1.3.1 无机絮凝剂 |
| 1.3.2 有机絮凝剂 |
| 1.3.3 复合型絮凝剂 |
| 1.3.4 微生物絮凝剂 |
| 1.4 高分子类絮凝剂絮凝机理 |
| 1.4.1 胶体的稳定性及DLVO理论 |
| 1.4.2 双电层压缩机理 |
| 1.4.3 吸附电中和机理 |
| 1.4.4 吸附架桥作用机理 |
| 1.4.5 网捕沉淀机理 |
| 1.5 本课题的提出 |
| 1.6 研究思路及内容 |
| 1.6.1 研究思路 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 2 DAC接枝改性阳离子胶原蛋白的制备和表征 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 化学试剂及实验仪器 |
| 2.1.2 DAC接枝改性阳离子胶原蛋白的制备 |
| 2.1.3 DAC接枝改性阳离子胶原蛋白合成机理 |
| 2.1.4 明胶水解单因素实验 |
| 2.1.5 明胶水解的响应面实验设计 |
| 2.1.6 阳离子胶原蛋白PCDAC结构表征 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 复合酶用量对絮凝效果的影响 |
| 2.2.2 明胶水解pH对絮凝效果的影响 |
| 2.2.3 明胶水解温度对絮凝效果的影响 |
| 2.2.4 明胶水解时间对絮凝效果的影响 |
| 2.2.5 明胶水解过程的响应面法优化 |
| 2.2.6 胶原蛋白及改性产物表征结果分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 DAC/AM接枝改性聚合阳离子胶原蛋白的制备和表征 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 化学试剂及实验仪器 |
| 3.1.2 DAC/AM接枝改性阳离子胶原蛋白的制备 |
| 3.1.3 DAC/AM接枝改性聚合阳离子胶原蛋白制备单因素实验 |
| 3.1.4 DAC/AM接枝改性聚合阳离子胶原蛋白制备响应面实验设计 |
| 3.1.5 DAC/AM接枝改性聚合阳离子胶原蛋白结构表征 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 DAC/AM接枝改性聚合阳离子胶原蛋白制备单因素实验结果与分析 |
| 3.2.2 DAC/AM接枝改性聚合阳离子胶原蛋白制备响应面实验结果与分析 |
| 3.2.3 DAC/AM接枝改性聚合阳离子胶原蛋白表征结果分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 BA/AM/DAC接枝改性含疏水基阳离子胶原蛋白的制备和表征 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 化学试剂及实验仪器 |
| 4.1.2 BA/AM/DAC接枝改性含疏水基阳离子胶原蛋白的制备 |
| 4.1.3 BA/AM/DAC接枝改性含疏水基阳离子胶原蛋白制备单因素实验 |
| 4.1.4 BA/AM/DAC接枝改性含疏水基阳离子胶原蛋白制备响应面实验设计 |
| 4.1.5 BA/AM/DAC接枝改性含疏水基阳离子胶原蛋白结构表征 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 BA/AM/DAC接枝改性含疏水基阳离子胶原蛋白制备单因素实验结果与分析 |
| 4.2.2 BA/AM/DAC接枝改性含疏水基阳离子胶原蛋白制备响应面实验结果与分析 |
| 4.2.3 BA/AM/DAC接枝改性含疏水基阳离子胶原蛋白表征结果分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 含疏水基阳离子胶原蛋白的絮凝性能研究 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 化学试剂及实验仪器 |
| 5.1.2 P(C-AM-DAC-BA)絮凝效果评价方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 P(C-AM-DAC-BA)投加量对絮凝效果的影响 |
| 5.2.2 pH对絮凝效果的影响 |
| 5.2.3 温度对絮凝效果的影响 |
| 5.2.4 时间对絮凝效果的影响 |
| 5.3 P(C-AM-DAC-BA)絮凝性能及絮凝机理 |
| 5.3.1 P(C-AM-DAC-BA)与CPAM絮凝效果的对比 |
| 5.3.2 P(C-AM-DAC-BA)对COD_(cr)值的影响 |
| 5.3.3 Zeta电位和pH的关系 |
| 5.3.4 不同絮凝时间下的絮体形态 |
| 5.3.5 P(C-AM-DAC-BA)絮凝机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论及创新点 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 后续研究工作展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究课题背景 |
| 1.2 煤矿矿井废水的分类与处理现状 |
| 1.2.1 煤矿矿井废水分类 |
| 1.2.2 煤矿矿井废水的处理现状 |
| 1.2.3 煤矿矿井废水处理目前存在问题 |
| 1.3 复合絮凝剂研究现状 |
| 1.3.1 复合絮凝剂处理煤矿废水现状 |
| 1.3.2 复合絮凝剂的制备方法 |
| 1.3.3 复合絮凝剂的絮凝原理 |
| 1.4 絮凝剂的选择与制备方法的确定 |
| 1.4.1 絮凝剂的选择 |
| 1.4.2 制备方法的确定 |
| 1.5 研究目的 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 研究技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验水样 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 絮凝方法 |
| 2.3.2 制备方法 |
| 2.3.3 主要指标测试方法及原理 |
| 2.3.4 表征方法 |
| 3 复合絮凝剂的制备与表征 |
| 3.1 复合絮凝剂的制备与优选 |
| 3.1.1 制备复合絮凝剂 |
| 3.1.2 优选复合絮凝剂 |
| 3.2 复合絮凝剂制备条件的优化 |
| 3.2.1 单因素法研究制备条件 |
| 3.2.2 正交试验法研究制备 |
| 3.3 复合絮凝剂的表征 |
| 3.3.1 X射线衍射仪的分析 |
| 3.3.2 红外光谱分析 |
| 3.3.3 扫描电镜 |
| 3.3.4 ZETA电位 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 复合絮凝剂应用煤矿矿井水的研究 |
| 4.1 复合絮凝剂应用煤矿矿井水运行条件的研究 |
| 4.1.1 絮凝剂投加量的影响 |
| 4.1.2 PH对混凝效果的影响 |
| 4.1.3 温度对混凝效果的影响 |
| 4.1.4 快速搅拌时间与速度的影响 |
| 4.1.5 慢速搅拌时间与速度的影响 |
| 4.1.6 絮凝静置时间的影响 |
| 4.2 优化复合絮凝剂效益分析对比 |
| 4.2.1 优化复合絮凝剂处理效果 |
| 4.2.2 优化复合絮凝剂成本分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 煤矿矿井水絮凝-沉淀池的设计 |
| 5.1 设计概况 |
| 5.1.1 规模概况 |
| 5.1.2 设计依据 |
| 5.1.3 设计原则 |
| 5.2 设计计算 |
| 5.2.1 絮凝池设计计算 |
| 5.2.2 斜板沉淀池设计计算 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 攻读硕士期间主要成果 |
| 致谢 |
