一、聚二甲基二烯丙基氯化铵(HCA)对活性污泥的脱水性能研究（论文文献综述）
曹云阳[1]（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》文中研究表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。
郭康鹰[2]（2021）在《造纸污泥基有机高分子絮凝剂制备、效能及作用机制研究》文中研究指明造纸污泥处理难度大,处置费用高,造纸污泥的处理处置已成为困扰造纸企业发展的难题。鉴于木浆造纸污泥中木质素含量丰富,本文利用木浆造纸污泥中的木质素为原材料,通过接枝共聚和醚化反应,并调控接枝单体的种类及反应条件,制备出了具有不同分子构型、分子量和电荷密度的木浆造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂;通过现代分析仪器与方法,表征了制备出的上述系列目标产品的物化性质,研究了具有不同分子结构的木浆造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂单独或与无机混凝剂复配应用于染料废水脱色处理中的絮凝行为及絮凝脱色效能,揭示出了目标产品去除水体中不同类型染料的构效关系;通过在线监测目标产品作用下絮体生长动态过程,研究了絮凝过程中形成的絮体特性,明确了絮体特性与絮凝脱色效果之间的关系;通过测定目标产品单独或与无机混凝剂复配作用下生成絮体的荷电情况,结合絮凝脱色效果及絮体特性明确了其去除水体中不同类型的染料的作用机制。本文的主要研究内容与研究结论如下:（1）以木浆造纸污泥中的木质素为原材料,通过接枝共聚或醚化反应引入阳离子性的季胺基团,通过改变合成方法及反应条件来调控目标产物的结构,研制出了具有不同分子构型、分子量及电荷密度的系列木浆造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂;采用红外光谱仪（FTIR）、透射电镜（TEM）、凝胶色谱仪（GPC）、X射线光电子能谱（XPS）、颗粒电荷密度分析仪（PCD）等现代分析仪器及方法对制备出的目标产品进行了结构表征。结果表明,接枝共聚法制备出的絮凝剂具有丰富的阳离子支链,而醚化法制备出的絮凝剂具有长链线性结构;通过改变接枝共聚反应过程中引发剂（过硫酸钾,KPS）、甲基丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DMC）的投加量及搅拌速度可以调控目标产物的分子量和电荷密度。（2）优选出了两种具有相近分子量和电荷密度但是不同分子构型的木浆造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂并用于处理分散红（DR）和活性翠兰（RB）模拟染料废水,研究了其絮凝脱色效果、絮凝行为及絮体特性。结果表明,在DR和RB模拟染料废水脱色处理中,支链型絮凝剂均具有良好的絮凝脱色性能,其色度去除率可分别达到94.4%和95.4%,而线性絮凝剂对上述两种染料的去除率仅79.2%和73.4%;此外,支链型絮凝剂达到最佳色度去除率时所需的投加量远远小于线性絮凝剂,因此其应用成本更低;支链型絮凝剂生成的絮体粒径更大、结构疏松,并且其抗破碎能力、恢复再生能力和沉降分离性能均优于线性絮凝剂作用下的絮体。改变实验水样的初始pH,研究了两种絮凝剂的絮凝行为,结果表明,支链型絮凝剂受水样pH的影响较小;当模拟染料废水中存在一定浓度的腐殖酸（HA）和高岭土悬浮颗粒时,支链型絮凝剂仅需适度提高投加量即可达到理想的絮凝脱色效果,并且可以实现UV254的同步去除;在RB模拟染料废水（含HA和高岭土）处理中,支链型絮凝剂可去除90%以上的UV254,而线性絮凝剂对UV254的去除率不足60%;在DR模拟染料废水（含HA和高岭土）处理中,两种絮凝剂对UV254的去除率都相对较低,但也能达80%左右。综上所述,在DR和RB模拟染料废水脱色处理中,支链型絮凝剂的絮凝脱色效果、絮体特性及适用范围均优于线性絮凝剂。这是由于支链型絮凝剂具有丰富的阳离子性侧链,在水中充分伸展,可以同时吸附在多个胶体和微粒表面,因此提供了更强的吸附架桥作用。（3）采用接枝共聚法,通过改变KPS、DMC的投加量及搅拌速度,研制出了一系列具有不同分子量及电荷密度的支链型絮凝剂,研究了该系列絮凝剂在RB模拟染料废水处理中的絮凝脱色效果、絮体特性及作用机制。结果表明,絮凝剂的电荷密度及分子量并非越高越好,两者之间具有协同作用;当絮凝剂的分子量过高但是电荷密度有限时,其丰富的阳离子侧链无法充分伸展,反而会由于空间位阻效应阻碍了絮凝剂分子与染料胶体颗粒的接触反应;絮凝剂的电荷密度与其最佳投加量和应用成本大致呈负相关,但是絮凝剂的电荷密度并不能直接影响其最佳絮凝脱色效果,在不考虑经济效益的情况下,当其分子量>5×105 g/mol时,电荷密度较低的絮凝剂可以通过提高投加量来达到理想的色度去除效果;但是,絮凝剂的分子量与其最佳投加量、应用成本和絮凝脱色性能之间的相关性不大。絮体的结构特性与絮凝剂的分子量和电荷密度都具有相关性,当絮凝剂的电荷密度较低时,絮体结构主要受电荷密度的影响,电荷密度越高絮体结构越疏松;但是当电荷密度达到25000 μeq/L时,絮体结构主要受分子量的影响,分子量越大絮体结构越疏松;值得注意的是,絮凝剂的分子量和电荷密度并不能直接决定絮体的抗破碎能力、恢复再生能力及粒径大小等絮体特性,这说明絮凝剂的分子量和电荷密度共同发挥作用,仅改变两者之一无法有效地改善絮体结构。综上所述,要想达到理想的絮凝脱色效果,需要综合考虑絮凝剂的分子量、电荷密度及染料性质。（4）根据上述絮凝剂的构效关系的研究结果优选出了一种高效的造纸污泥基阳离子型有机高分子絮凝剂,将其命名为PS-g-DMC。以商业级木质素为原材料,采用相同的合成方法（接枝共聚法）、物料比及反应条件制备出商业级木质素基有机高分子絮凝剂（LBF）,对比研究了 PS-g-DMC和LBF在DR和RB模拟染料废水脱色处理中的絮凝行为。结果表明,PS-g-DMC与LBF在水中均呈分枝状结构,并且PS-g-DMC的支链伸展状态更佳;两种絮凝剂具有相似的絮凝脱色效果,甚至PS-g-DMC的色度去除效果略优于LBF。对比研究PS-g-DMC与聚合氯化铝（PAC）和阳离子型聚丙烯酰胺（CPAM）的絮凝脱色效果,结果表明PS-g-DMC生成的絮体粒径较大、结构疏松,抗破碎能力、恢复再生能力和沉降分离性能都较强,因此其絮凝脱色效果略优于PAC和PAC+CPAM复配混凝体系;在不同pH条件下,PS-g-DMC的絮凝脱色性能较稳定,尤其是在DR模拟染料废水处理中,在pH=2.0～10.0的范围内,PS-g-DMC的色度去除率均能达90%;但是,PAC和PAC+CPAM体系的混凝脱色效果受水样初始pH的影响较大,两种混凝体系的pH适用范围均为4.0～6.0。（5）改变PAC的碱化度、PAC/PS-g-DMC的质量比,研究了 PAC&PS-g-DMC复合混凝剂及PAC+PS-g-DMC复配混凝体系在分散黄（DY）模拟染料废水处理中的混凝行为。研究结果表明,PAC&PS-g-DMC复合混凝剂并非PAC和PS-g-DMC两种溶液的物理混合,而是PS-g-DMC与铝盐水解产物发生了相互作用产生的新产物;PS-g-DMC与PAC之间的相互作用削弱了两种药剂的应用效能,因此PAC&PS-g-DMC复合混凝剂的混凝效果及絮体特性虽优于单独PAC体系,但是不及PAC+PS-g-DMC复配混凝体系;在PAC&PS-g-DMC复合混凝体系中,PAC的碱化度和PAC/PS-g-DMC质量比较低时混凝脱色效果较好,但是在PAC+PS-g-DMC复配混凝体系中PAC/PS-g-DMC质量比较高时混凝脱色效果较好;无论是PAC&PS-g-DMC复合混凝剂还是PAC+PS-g-DMC复配混凝体系,PS-g-DMC的加入都可以减少PAC的投加量、扩宽体系的pH适用范围、改善絮体结构并且提高絮体的沉降分离性能。（6）最后,以实际印染废水为实验水样,对比研究了 PS-g-DMC与PAC的混凝-絮凝行为,以及PS-g-DMC和CPAM用作PAC助剂时的助凝行为。实验结果表明,PAC主要去除类腐殖酸类污染物和染料颗粒,PS-g-DMC不仅可以去除上述两种污染物,还能有效地去除类色氨酸类污染物,因此PS-g-DMC对化学需氧量（CODCr）的去除效果明显优于PAC及PAC+CPAM复配混凝体系;当PS-g-DMC 用作 PAC 的助凝剂时,可以在一定程度上提高色度去除率、CODCr去除率,并且改善絮体结构,但是其助凝效果不及CPAM。用PS-g-DMC二次处理PAC混凝出水时,可以有效地提高混凝体系的色度去除率和CODCr去除率,PAC→PS-g-DMC二次混凝体系的色度去除率和CODCrr去除率相较于单独的PAC体系分别提高了16.2%和1 3.3%;考虑到实际印染废水处理中后续厌氧生物池进水的pH要求,本文将实际印染废水的pH值调至7.0,PAC→PS-g-DMC二次混凝体系的色度去除率、浊度去除率和CODCr去除率分别为90.2%、82.5%和32.6%,比单独PAC混凝体系分别提高了 23.0%、27.9%和16.6%;此外,二次混凝体系的出水pH稳定在7.10±0.03,符合后续生物处理的进水要求。
陈杰[3]（2021）在《紫外光-H2O2引发聚合壳聚糖基改性絮凝剂及其应用研究》文中研究说明我国经济和工业化的快速发展,随之带来的是污废水排放量的急剧增长,而居民对饮用水质的要求也在不断提升。污废水在处理过程以及水源水的净化过程中均会产生大量的污泥,这些污泥含水量一般高达95%-99.5%,具有较大体积,占据空间大,不利于运输和处理,难以处置,且易腐败产生臭味。此外,污泥未经处理和处置,易对土壤、水体和大气等造成污染与危害,对人类健康和环境安全也会造成巨大威胁。故而处置前应将污泥中的固体沉淀物作脱水预处理,减小体积与占地面积,以便污泥后期的高效处理和处置,这也是当前研究的难点与热点。絮凝法是目前最普遍和高效的污泥调理方法之一:通过投加化学调理剂（絮凝剂）达到固液分离的目的,污泥颗粒或胶体颗粒在絮凝剂作用下聚集成大颗粒,在重力或机械力的作用下沉降。然而,按照传统的制备方法所制备的阳离子子聚丙烯酰胺（CPAM）及其接枝聚合产品存在引发聚合效率低、产品絮凝性能不强、电中和与吸附架桥能力不足和品种较为单一等缺点,难以满足目前污泥脱水调理对絮凝剂的要求。此外,在污泥脱水调理领域,对污泥絮凝结构特征与其性能之间关联和机理研究较少。目前当务之急是开发出新型高效的可以对污泥进行高效脱水调理的絮凝剂。因此,本论文采用UV-H2O2新型高效的引发方式,以天然的壳聚糖（CTS）作为接枝母体,将CPAM接枝聚合在CTS上,制备新型壳聚糖基改性阳离子絮凝剂,以提升其絮凝性能、丰富絮凝剂的种类。采用破碎再絮凝实验以及引入分形理论的计算方法,将污泥絮体的结构形态特征（粒径、分析和沉降性能）作为重点研究对象,探究其变化规律,并建立其与污泥脱水调理性能之间的构-效关系,这有助于进一步加深对污泥絮凝和脱水调理的研究和认识。论文将丙烯酰胺（AM）、甲基丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DMC）和CTS作为聚合原料,采用UV-H2O2引发方式合成出新型壳聚糖基改性絮凝剂CTS-g-P（AM-DMC）,简称CTS-g-PAMD。考查了单因素制备条件对絮凝剂分子量和壳聚糖接枝效率的影响,并在此基础了探究了其引发、接枝和聚合机理。采用多种表征手段分析了聚合物的化学结构、化学键能、晶体结构、热学性能和表观形貌等,进一步了解该絮凝剂的理化特性。本次将所合成制备的新型絮凝剂应用在污泥脱水调理中,并对其污泥脱水调理的效果进行评价,研究污泥絮体结构特征与污泥脱水效果之间的“构-效”关系,并探究相关的絮凝剂机理。据此,论文主要结论如下:（1）单因素制备条件表明UV-H2O2合成该絮凝剂的最佳实验条件是:紫外光功率为175W,紫外照射时间为50 min,p H为4.5,H2O2浓度为0.08 wt%,总单体质量分数为25 wt%,CTS单体质量分数为20 wt%。在最佳条件下的CTS-g-PAMD分子量和壳聚糖接枝效率均达到最大,分别为4.82×106Da和91.1%。响应面法表明单因素对CTS-g-PAMD分子量的影响顺序为:紫外光功率（A）>CTS含量（D）>p H（B）>H2O2（C）。各因素间交互影响显着次序依次为:BC>BD>AB>CD>AD>AC。响应面到优化后CTS-g-PAMD分子量可达5.535×106Da。UV-H2O2引发方式包括自由基链引发、链增长、链转移和链终止。（2）红外光谱、氢谱和XPS分析表明CTS-g-PAMD中存在AM、DMC和CTS的官能团、质子还有能谱特征峰,证实了AM和DMC单体成功接枝聚合在CTS上。CTS-g-PAMD氢谱分析表明接枝聚合的活性位点为CTS的C2位点相连的-NH2上。XRD分析表明CTS-g-PAMD的特征衍射峰介于PAMD和CTS之间,更接近CTS。差热/热重分析表明CTS-g-PAMD的表现出三个阶段的失重,其热分解发生在第三阶段,其热分解吸收峰分别为414.2℃和392.2℃,接枝后的CTS-g-PAMD的热稳定性较好。扫描电镜分析结果表明采用UV-H2O2合成的CTS-g-PAMD具有粗糙、凸起和多孔结构的表面形貌,有助于快速吸水溶解,便于发挥絮凝作用。（3）絮凝最佳的条件为絮凝剂投加量35mg/L、p H值7.0以及CTS的接枝效率为69.5%。其中,CTS-g-PAMD-2在所有的絮凝剂中表现的污泥脱水调理能力最强,对应的污泥比阻（SRF）和泥饼含水率（FCMC）分别达到了4.7×1012m·kg-1和73.7%。CTS-g-PAMD-2在较宽的p H窗口内（p H=4.0-10.0）表现出优异的污泥脱水性能,并有着最大的絮体粒径和分形维数(d50=394.121μm,Df=1.74)。在污泥絮体的破碎再絮凝实验中,CTS-g-PAMD-2对应的污泥絮体在破碎后的再生恢复能力较强。污泥絮体的d50和Df在破碎后分别达到228.344μm与1.69。（4）CTS-g-PAMD中含有大量的阳离子DMC单体和正电性的CTS,使得Zeta电位变大,电中和能力变强。CTS-g-PAMD-2因其分子量较大,吸附架桥作用较强,其对市政污泥脱水调理效果也表现出了较好的性能。此外,经过CTS-g-PAMD-2调理后的污泥絮体结构能够抵抗外力的破坏,再生能力较强。经破碎之后,这些絮体依旧能够快速聚集在一起,再次形成大而密实的污泥絮体结构,显着提高污泥脱水调理与絮凝效果。（5）投加量及体系p H对净水污泥脱水调理效果有着明显的影响。絮凝剂在投加量为15 mg/L、p H值为7.0时,取得最佳的污泥脱水调理效果(TR=95.1%、DS=33.7%和SRF=0.91×1010m·kg-1)。过高或过低的投加量以及强酸强碱的条件均不利于提升污泥的脱水调理性能。在一定范围内,絮凝剂的较高阳离子度和分子量有利于提升其电中和、电吸附和吸附架桥能力,能够更好的对污泥进行脱水调理与混凝。此外,粒径和Df越大,污泥脱水调理的效果就越理想,脱水性能就会越优异。最佳絮凝条件时,四种絮絮凝剂中,CTS-g-PAMD-3(d50=413.5μm;Df=1.961)对应的絮体粒径d50和Df最大,经其调理生成的污泥絮体颗粒粒径较大结构密实,有效降低了污泥比阻,显着提升了污泥脱水与调理效果。调理后的污泥絮体在沉降过程明显分为三个阶段,即快速沉降,慢速沉降和界面稳定,絮凝沉淀作用主要发生在第一阶段,即快速阶段。污泥经CTS-g-PAMD-3调理后形成的粒径最为密实,下沉较快（6.37 cm/min）,便于降低污泥上清液浊度并提高泥饼含固率（DS）,加快了泥水的固液分离效果。（6）絮凝过程中同时存在电中和、电补丁和吸附架桥作用。电中和与电补丁作用有助于降低污泥胶粒表面电位,对污泥快速脱稳起重要作用,而吸附架桥作用可将脱稳的污泥胶体颗粒拦截、吸附和锚定在其分子链上,快速形成大而紧凑的污泥絮体结构,有助于快速沉降。
尹晓康[4]（2020）在《微交联两亲聚丙烯酰胺的合成及性能应用研究》文中认为在原油开采、储运以及炼化过程中会产生大量含油污水和含油污泥,直接排放会对环境产生较大危害,因此,如何高效合理的处理这两种废弃物成为了目前的研究重点。本文分别针对含油污水和含油污泥的处理,通过微交联自由基聚合的方法合成了一系列两亲性聚丙烯酰胺聚合物,并对其应用性能进行了评价,主要工作如下:1、以丙烯酰胺（AM）、甲基丙烯酰氧乙基二甲基节基氯化铵（DBC）为主要共聚单体,乙烯基烷氧基硅烷为共聚交联单体,采用反相乳液自由基聚合方法合成了具备优异絮凝性能的阳离子型聚丙烯酰胺（PADO）,利用IR、1HNMR和静态光散射仪等仪器对其结构、分子量进行了表征测定。用PADO对渤海K平台现场产生的具有复杂成分的含油污水进行处理,实验结果表明:当PADO用量为300mg/L时,常温下静置2h,污水的脱油率能达到90%以上。利用稳定性分析仪分析絮凝过程,发现该污水处理过程絮凝时间短,且体系具有较高的不稳定性系数,处理后的絮体具有适宜的絮体强度以及恢复因子。为节省处理成本同时提高絮凝效果,用PADO与无机絮凝剂聚合氯化铁复配使用,当PADO的用量为40 mg/L,常温下静置2 h,聚合氯化铁用量为100 mg/L时,脱油率可以达到90%以上。2、以丙烯酰胺（AM）、甲基丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DMC）、甲基丙烯酰乙基磺基甜菜碱（SBMA）和乙烯基三乙氧基硅烷（VTEO3）为共聚单体,通过胶束共聚法合成了一种耐盐、耐高温且絮凝效果优异的两性型聚合物PADSV。通过1HNMR谱对PADSV结构及分子量进行了表征。用PADSV对渤海K平台现场产生的具有复杂成分的含油污水进行处理,通过TD-500D测油仪进行检测,证明了当PADSV的用量为300 mg/L时,常温下静置2 h,脱油率能够达到95%以上。经PADSV处理后得到的污水絮体具有较低的絮体强度和较高的恢复因子。3、以丙烯酰胺（AM）、对苯乙烯磺酸钠（SSS）和乙烯基三乙氧基硅烷（VTE03）合成了一种具有表面活性的阴离子型高分子聚合物（PASV）,通过1HNMR谱、Zeta电位仪和界面张力仪等对其结构性能进行了表征。将阴离子聚合物PASV3与阳离子聚合物PAFC按质量比1:1先后添加到含油污泥中,总药剂添加量为油泥重量的2%,搅拌、静置,分离出油相、水相和固相。实验结果表明:油泥中原油回收率能达到94%,固相残油率降低到1.14%,水相中含油量降至1.14%,聚合物PASV和PAFC协同使用,能实现油水泥三相的高效分离。通过对含油污泥处理前后的形貌变化、C元素含量的变化以及界面润湿性接触角变化进行表征测试,对其三相分离机理进行了初步分析探讨。
王东星,伍林峰,唐弈锴,徐学勇[5]（2020）在《建筑废弃泥浆泥水分离过程与效果评价》文中研究指明为明确建筑废弃泥浆泥水分离性能,提高泥浆泥水分离效率,选取有机、无机和复合3种化学絮凝方法,通过室内沉降柱、颗粒级配和扫描电镜试验,对比研究絮凝剂类型和投加量对泥浆泥水分离效果的影响及微观作用机理.结果表明:有机和复合絮凝剂可有效促进快速泥水分离,有机絮凝剂按调理效果排序（根据上清液体积高低）依次为阴离子聚丙烯酰胺、聚丙烯酰胺、两性离子聚丙烯酰胺、阳离子聚丙烯酰胺和聚二甲基二烯丙基氯化铵,适宜投加密度阴离子聚丙烯酰胺的泥水分离效果最佳,分离泥浆中水的质量分数小于76.8%;无机絮凝剂的泥水分离效果则相对较差;氯化铁和阴离子聚丙烯酰胺联合投加可以提高泥浆调理效果,有效发挥絮凝剂的电中和及网捕-卷扫作用;絮凝剂通过吸附架桥作用使泥浆颗粒发生明显聚集现象,即细颗粒减少、团聚粗颗粒增加.扫描电镜图显示:原始泥浆颗粒倾向于平行方式沉积,投加絮凝剂使得泥浆颗粒团聚、絮体结构更加致密,揭示了絮凝作用诱发建筑泥浆泥水分离过程的微观机理,为泥浆快速泥水分离技术提供数据支撑和理论依据.
苏婷[6]（2020）在《杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC的制备、表征及应用》文中研究说明混凝作为常规水处理过程中重要的工艺,其核心技术是絮凝剂的开发,絮凝剂的性能好坏直接影响水处理的效果。随着水源污染情况的不断复杂化和多样化,开发新型高效环保的絮凝剂是非常必要的。因此引入材料领域中的杂化合成方法,将有机和无机两种絮凝剂进行杂化制备,使有机相和无机相通过化学键结合,实现分子水平的复合,改变其结构和形貌特征,从而具有更好的絮凝效果。论文采用原位聚合法,将聚硅酸铝铁（PSAF）和二甲基二烯丙基氯化铵单体（DMDAAC）作为原料,以过硫酸铵为引发剂,合成了新型杂化絮凝剂聚硅酸铝铁-聚二甲基二烯丙基氯化铵（PSAF-PDMDAAC）。并优化了杂化絮凝剂PSAF-PDMDAA的合成条件,包括反应时间、反应温度、单体质量分数和引发剂质量分数。结果表明,在单体质量分数为30%、引发剂质量分数为0.5%、反应时间为5 h和反应温度为70℃时,其杂化絮凝剂的特性粘度达到最大为790.43 m L·g-1。采用电导率分析、红外光谱分析和热重-差热分析对杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC进行表征,分析了杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC中无机组分与有机组分之间是通过聚二甲基二烯丙基氯化铵高分子链端的硫酸根离子与带正电的无机羟基配合物形成离子键而相互连接。扫描电镜表明了杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC具有更多的孔洞和凸起,并呈现出空间网状结构。利用杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC处理模拟水样和嘉陵江原水,探究其絮凝性能和作用机理。模拟水样的絮凝实验结果表明,相比于PSAF、PAC、PAM和复配型PSAF-PDMDAAC絮凝剂,杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC的浊度去除率最高,且所需的投加量更少。嘉陵江原水的絮凝实验结果表明,杂化絮凝剂在最佳投加量为4 mg/L时,其剩余浊度为0.82 NTU,而复配型、PSAF、PAC在投加量为6 mg/L时,其剩余浊度分别为1.63 NTU、2.09 NTU和2.80 NTU;在投加量为6 mg/L时,杂化型、复配型、PSAF和PAC对UV254的去除率分别为54.76%、42.85%、40.48%、36.90%,对CODMn的去除率分别为71.32%、69.48%、64.33%和37.5%。因此杂化絮凝剂在较少的投加量下能获得最好的去除浊度和有机物的絮凝效果。同时杂化絮凝剂除浊的水样温度和p H适用范围广,最佳初始温度为20～50℃,最佳初始p H为7～9。此外,分析混凝机理的实验结果表明,杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC的电中和能力和沉降性能都比复配型和PSAF絮凝剂更为优越,它既发挥了无机组分的电中和作用,又起到了有机组分吸附架桥的作用,两者相辅相成共同形成大且密实的絮体,提高了絮凝效果和沉降性能。将杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC应用到染料溶液的脱色处理,其结果表明:杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC对活性艳红X-3B和直接耐晒翠兰GL的脱色效果均好于复配型、PSAF和PAC絮凝剂,其达到的最高脱色率分别为93%和94.38%。杂化絮凝剂处理活性艳红X-3B和直接耐晒翠兰GL的最适宜p H范围分别为7～9和6～9,初始水样温度适用范围较广,均可设为室温。
张玮[7]（2019）在《HCA及其复配药剂混凝/生物接触氧化工艺费用模型建立与试验优化》文中提出目前我国农村生活污水处理技术仍比较缺乏,开发处理高效、能耗较低的处理工艺是污水处理技术研究的热点,同时在保证处理效果的前提下使污水处理工艺运行费用最低也是研究中需要重点考虑的环节。HCA作为高分子有机混凝剂应用于混凝处理中可有效去除原水中污染物,减少后续生化处理负荷,是一种简单有效的预处理工艺;生物接触氧化法具有占地面积小、可置于室内、操作简单等优点是适用于农村生活污水处理的生化工艺。本课题采用HCA及其复配药剂混凝/生物接触氧化组合工艺处理生活污水,通过建立最小运行费用模型对组合工艺进行参数优化,在保证处理效果的前提下使得运行费用最低,并结合试验对模型优化结果进行了验证,为后续实际应用提供指导。通过对组合工艺运行费用组成部分进行分析,以药剂费用和能耗费用为主要组成费用进行分析和计算建立了组合工艺最小运行费用理论模型,并根据模型确定后续试验研究内容,为模型的建立提供依据和参考。为简化模型,不调节初始pH值的条件下对混凝搅拌速度、混凝搅拌时间、PAC-HCA复配比和混凝剂投加量等进行优选,以SS、TP和COD去除率作为评价指标进行了分析,确定合适的混凝运行参数。试验结果表明在不调节初始pH值时,以混凝搅拌速度200r/min,搅拌时间20min,PAC-HCA复配比15:1为优选运行参数。PAC-HCA复配混凝剂混凝对污染物的去除效果优于HCA单独投加。通过建立试验装置对组合工艺的挂膜启动和处理生活污水的效能进行了研究,为模型建立提供参考和依据。反应器经47d后COD去除率稳定达到70%以上,氨氮去除率达到60%左右,生物接触氧化池基本挂膜完成。单独A/O生物接触氧化反应器处理生活污水出水COD、NH4+-N、SS浓度可满足一级A标准,但对TN、TP去除效果一般,尤其对磷的去除效果较差。选取 PAC-HCA 投加量（1mL/L、2mL/L、4mL/L）、气水比（10:1、12:1、15:1、18:1）、HRT（13.3h、15.6h、18.2h）进行污染物去除效能的对比,优选组合工艺运行参数为:PAC-HCA投加量1mL/L、气水比12:1、HRT18.2h,在优选参数条件下反应器对 COD、NH4+-N、TN、TP 和 SS 的去除率分别为 99.16%、99.99%、59.52%、75.78%和99.03%。组合工艺对TP的去除效果明显优于单独生物接触氧化工艺,同时通过混凝处理可有效降低生化池能耗费用,提高对污染物的处理效果。根据相关试验数据和研究结果,分别将药剂费用和曝气能耗费用均以进出水COD浓度为自变量的函数关系式表示,最终以最小运行费用Cmin为因变量,混凝出水COD浓度S1为自变量分别在不同污水排放标准下建立了最小运行费用模型。以《农田灌溉水质标准》（GB5084-2005）为组合工艺出水排放标准时,得到处理单方污水最小运行费用模型为（?）以《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A作为出水排放标准时,最小运行费用模型为（?）通过模拟计算结果表明较高进水浓度条件下达到不同出水排放标准时处理每方污水组合工艺运行费用低于单独生物接触氧化工艺处理,采用PAC-HCA混凝预处理虽增加了药剂费用,但大大减少了生化池曝气能耗费用,总体运行费用较低。以一级A为出水排放标准,根据试验期间平均进水水质进行组合最小运行费用模拟计算,结果表明当进水COD、TN和TP浓度分别为300mg/L、50mg/L和6mg/L时组合工艺比单独生物接触氧化工艺运行费用节省0.027元/m3,对应最佳PAC-HCA投加量为0.96mL/L,最佳气水比为12.5:1,与试验结果对比表明模型优化结果与试验优化结果基本相符,但存在一定误差。当组合工艺运行条件为PAC-HCA投加量1mL/L、气水比12:1时COD和NH4+-N出水浓度均达到一级A标准,采用最小运行费用模型对组合工艺进行参数优化具有一定的可行性。
李亚攀,胡君荣,陈凉一,刘道广,宋玉[8]（2018）在《聚二甲基二烯丙基氯化铵在污泥脱水中的应用》文中认为研究了聚二甲基二烯丙基氯化铵、阳离子PAM、铁盐+石灰的调质方式对活性污泥的脱水性能的影响,测试了调质后污泥的毛细吸水时间CST、污泥比阻SRF、泥饼含水率。结果表明,3种调理剂都能使污泥的CST、SRF降低明显,但是只有聚二甲基二烯丙基氯化铵和铁盐+石灰调理后的污泥泥饼含水率能满足污泥深度脱水要求。聚二甲基二烯丙基氯化铵投加率为质量比为绝干泥量的3%时,能将污泥的含水率降低到深脱含水率55%～65%的要求。
严子春,杨永超,何前伟[9]（2015）在《阴阳离子有机絮凝剂对污泥脱水效果的研究》文中研究表明为研究阴阳离子有机絮凝剂对污泥的脱水效果,在不同条件下分别向污泥中投加聚二甲基二烯丙基氯化铵（HCA）和聚丙烯酰胺（APAM）。结果表明:絮凝剂浓度、过滤时间、p H显着影响污泥的脱水性能;污泥脱水最佳的絮凝反应条件为絮凝剂投加量为30 mg/L,污泥p H为5,真空抽滤时间为4 min;投加HCA和APAM的污泥都能取得良好的脱水效果,但HCA污泥脱水效果优于APAM。另外,吸附架桥是离子型有机絮凝剂高效絮凝的主要机理,电中和起辅助作用。
程高峰[10]（2015）在《絮凝剂缓解MBR膜污染研究》文中研究说明通过在膜生物反应器（MBR）持续运行过程中投加聚二甲基二烯丙基氯化铵（PDMDAAC）、聚合氯化铝（PAC）以及两者的复合絮凝剂,分别考察其缓解MBR膜污染的效果。试验测定MBR的运行周期、活性污泥毛细管吸水时间（CST）、Zeta电位、污泥体积指数（SVI）、污泥絮体粒径分布和胞外聚合物含量等参数的变化,并观察反应器运行过程中活性污泥变化情况,确定了三种絮凝剂量少最佳的补加剂量和投加方式。试验结果表明:通过投加絮凝剂能有效缓解膜污染。三种不同絮凝剂在相同剂量投加时缓解膜污染的效果PDMDAAC最好,复合絮凝剂次之,PAC效果最差。在补加剂量和投加时间间隔方式的试验中,PDMDAAC、复合絮凝剂、PAC都表现出补加剂量比投加方式对缓解膜污染更为有效。依据试验中跨膜压差（TMP）的变化趋势可确定首加400 mg/L PDMDAAC后,最佳补加剂量为90 mg/L。最佳补加剂量90 mg/L能明显延长MBR持续运行周期,是未补加絮凝剂反应器运行周期的3.4倍,而PAC的最佳补加剂量是120 mg/L。通过质量比6:4复合PDMDAAC和PAC的复合絮凝剂不仅能有效缓解膜污染,而且能够降低由单独使用PDMDAAC带来的运行费用。综合TMP增长趋势和SVI值变化可确定复合絮凝剂补加最佳剂量为60 mg/L。投加絮凝剂后,能减小污泥混合液的CST值,增大混合液Zeta电位,降低SVI值和EPS、SMP含量,絮凝剂的投加使活性污泥絮集更紧密,膜组件表面形成的滤饼层变薄,延长MBR恒流量下运行周期。絮凝剂对MBR出水水质无明显影响,投加PDMDAAC的MBR反应器对COD、TN的平均去除率分别为93.1%和89.1%,出水的浓度分别在45、5 mg/L以下,达到一级A排放标准。
二、聚二甲基二烯丙基氯化铵(HCA)对活性污泥的脱水性能研究（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、聚二甲基二烯丙基氯化铵(HCA)对活性污泥的脱水性能研究（论文提纲范文）
（1）有机絮凝剂对MBR污水处理性能及膜污染行为的影响研究（论文提纲范文）
| 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 |
（2）造纸污泥基有机高分子絮凝剂制备、效能及作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第一章 引言 |
| 1.1 本文的研究目的及意义 |
| 1.1.1 研究目的 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 本文的研究内容及拟解决的关键问题 |
| 1.2.1 研究内容 |
| 1.2.2 拟解决的关键问题 |
| 1.3 本文的特色及创新点 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 染料废水的研究现状 |
| 2.1.1 染料废水的特点 |
| 2.1.2 染料废水的处理方法 |
| 2.2 化学絮凝剂的研究现状 |
| 2.3 生物质基有机高分子絮凝剂研究现状 |
| 2.3.1 纤维素基有机高分子絮凝剂 |
| 2.3.2 壳聚糖基有机高分子絮凝剂 |
| 2.3.3 淀粉基有机高分子絮凝剂 |
| 2.3.4 海藻酸钠基有机高分子絮凝剂 |
| 2.3.5 木质素基有机高分子絮凝剂 |
| 2.4 造纸污泥综合利用的研究现状 |
| 2.5 天然高分子絮凝剂的构效关系的研究 |
| 2.5.1 天然高分子絮凝剂的构效关系研究的必要性 |
| 2.5.2天然高分子絮凝剂的构效关系的研究现状 |
| 第三章 实验材料与方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验原料 |
| 3.1.2 实验药品 |
| 3.1.3 实验仪器及设备 |
| 3.1.4 实验水样 |
| 3.2 混凝剂和絮凝剂的制备 |
| 3.2.1 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的制备 |
| 3.2.2 不同碱化度(B)的聚合氯化铝的制备方法 |
| 3.2.3 商业级絮凝剂的制备 |
| 3.3 混凝剂及絮凝剂的结构表征 |
| 3.3.1 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.3.2 电荷密度分析 |
| 3.3.3 Zeta电位分析 |
| 3.3.4 分子量 |
| 3.3.5 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 3.3.6 透射电镜(TEM)分析 |
| 3.3.7 扫描电镜(SEM)分析 |
| 3.4 混凝-絮凝实验及水质测试方法 |
| 3.4.1 混凝-絮凝烧杯实验 |
| 3.4.2 水质测试方法 |
| 3.5 混凝-絮凝动力学过程 |
| 3.5.1 光散射颗粒仪动态监测 |
| 3.5.2 絮体特性指数计算方法 |
| 第四章 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的制备及结构调控 |
| 4.1 接枝共聚法合成造纸污泥基有机高分子絮凝剂的工艺优化 |
| 4.1.1 引发剂KPS的投加量对絮凝剂效能的影响 |
| 4.1.2 反应温度对絮凝剂效能的影响 |
| 4.1.3 DMC的投加量对絮凝剂效能的影响 |
| 4.1.4 DMC的投加方式对絮凝剂效能的影响 |
| 4.1.5 搅拌速度对絮凝剂效能的影响 |
| 4.2 醚化法合成造纸污泥基有机高分子絮凝剂的工艺优化 |
| 4.2.1 NaOH的投加量对絮凝剂效能的影响 |
| 4.2.2 GTA的投加量对絮凝剂效能的影响 |
| 4.2.3 反应温度对絮凝剂效能的影响 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的分子构型与其絮凝行为的关系研究 |
| 5.1 不同结构的造纸污泥基有机高分子絮凝剂的结构表征 |
| 5.1.1 FTIR分析 |
| 5.1.2 TEM及SEM分析 |
| 5.1.3 XPS分析 |
| 5.1.4 电荷密度、分子量及不同pH条件下絮凝剂的zeta电位分析 |
| 5.2 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的分子构型对其絮凝脱色性能的影响研究 |
| 5.2.1 投加量对絮凝脱色性能的影响 |
| 5.2.2 水样初始pH对絮凝行为的影响 |
| 5.2.3 天然有机质及无机悬浮颗粒对絮凝行为的影响 |
| 5.3 不同分子构型的造纸污泥基有机高分子絮凝剂的絮凝机理分析 |
| 5.4 经济分析 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 造纸污泥基有机高分子絮凝剂的电荷密度及分子量与其絮凝行为的关系研究 |
| 6.1 不同电荷密度及分子量的PS-g-DMC的结构表征 |
| 6.1.1 FTIR分析 |
| 6.1.2 电荷密度、分子量及zeta电位分析 |
| 6.1.3 XPS分析 |
| 6.2 不同电荷密度及分子量的PS-g-DMC的絮凝效能 |
| 6.2.1 絮凝剂的投加量对絮凝脱色性能的影响 |
| 6.2.2 水样初始pH对絮凝性能的影响 |
| 6.3 不同电荷密度及分子量的PS-g-DMC的絮凝机理分析 |
| 6.4 成本分析 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 造纸污泥基有机高分子絮凝剂与市售混凝剂/絮凝剂的对比研究 |
| 7.1 碱木素与商业级木质素的结构表征 |
| 7.1.1 FTIR分析 |
| 7.1.2 粒径分布 |
| 7.2 PS-g-DMC与LBF的结构表征 |
| 7.2.1 FTIR分析 |
| 7.2.2 Zeta电位、电荷密度及分子量 |
| 7.2.3 XPS分析 |
| 7.2.4 TEM |
| 7.3 PS-g-DMC与LBF的絮凝行为对比研究 |
| 7.3.1 投加量对絮凝性能的影响 |
| 7.3.2 水样pH对PS-g-DMC和LBF的絮凝性能的影响 |
| 7.4 PS-g-DMC与商业级混凝剂/絮凝剂的絮凝行为对比研究 |
| 7.4.1 不同混凝-絮凝体系的脱色效果 |
| 7.4.2 水样pH对不同混凝-絮凝体系的絮凝行为的影响 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 造纸污泥基絮凝剂与PAC复合及复配使用的效能及作用机制研究 |
| 8.1 PAC&PS-g-DMC复合混凝剂的混凝行为及作用机制研究 |
| 8.1.1 PAC&PS-g-DMC复合混凝剂的结构表征 |
| 8.1.2 PAC/PS-g-DMC质量比及B值对复合混凝剂的混凝行为的影响 |
| 8.1.3 水样pH对复合混凝剂的混凝行为的影响 |
| 8.2 PAC与PS-g-DMC复配混凝体系的混凝行为及作用机制研究 |
| 8.2.1 PAC/PS-g-DMC质量比及B值对复配混凝体系的混凝行为的影响 |
| 8.2.2 水样pH对PAC+PS-g-DMC复配混凝体系的混凝行为的影响 |
| 8.3 小结 |
| 第九章 造纸污泥基絮凝剂在实际印染废水处理中的效能及作用机制研究 |
| 9.1 PS-g-DMC单独使用时与PAC的混凝行为对比研究 |
| 9.1.1 PAC和PS-g-DMC的混凝效果 |
| 9.1.2 水样pH对PAC和PS-g-DMC混凝行为的影响 |
| 9.2 PS-g-DMC和CPAM与PAC复配使用时的助凝效果的对比研究 |
| 9.2.1 不同混凝体系的混凝效能 |
| 9.2.2 水样pH对不同混凝体系的混凝行为的影响 |
| 9.3 二次混凝体系的混凝脱色效能及作用机制研究 |
| 9.3.1 PAC→PS-g-DMC二次混凝体系在实际印染废水处理中的混凝效果 |
| 9.3.2 PAC和PS-g-DMC的相互作用机制研究 |
| 9.3.3 PAC→PS-g-DMC二次混凝体系处理酸化后印染废水的混凝行为 |
| 9.4 小结 |
| 第十章 结论与展望 |
| 10.1 研究结论 |
| 10.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间学术成果 |
| 附录一 |
| 附录二 |
| 附录三 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（3）紫外光-H2O2引发聚合壳聚糖基改性絮凝剂及其应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污泥调理与方法 |
| 1.2.1 物理调理 |
| 1.2.2 生物调理法 |
| 1.2.3 化学调理法 |
| 1.3 絮凝及絮凝剂研究现状与进展 |
| 1.3.1 絮凝技术概述 |
| 1.3.2 絮凝机理 |
| 1.3.3 絮凝剂种类 |
| 1.4 壳聚糖改性絮凝剂 |
| 1.4.1 壳聚糖的接枝聚合改性 |
| 1.4.2 合成引发方式 |
| 1.4.3 紫外光引发聚合 |
| 1.5 论文研究意义与研究内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 1.6 基金支持 |
| 第二章 CTS-G-PAMD的制备及优化 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.3 聚合物的制备方法 |
| 2.4 聚合物基础参数测定 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 紫外光功率的影响 |
| 2.5.2 光照时间的影响 |
| 2.5.3 pH的影响 |
| 2.5.4 H_2O_2的影响 |
| 2.5.5 总单体质量分数的影响 |
| 2.5.6 CTS单体质量分数的影响 |
| 2.6 响应面实验结果与讨论 |
| 2.6.1 相应面实验设计 |
| 2.6.2 响应面分析 |
| 2.6.3 模型验证 |
| 2.7 UV-H_2O_2自由基引发聚合机理研究 |
| 2.8 本章小结 |
| 第三章 CTS-G-PAMD的结构表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料、仪器与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验仪器 |
| 3.3 聚合物表征结果讨论与分析 |
| 3.3.1 红外光谱表征(FTIR) |
| 3.3.2 聚合物的核磁共振氢谱(~1H NMR)分析 |
| 3.3.3 聚合物XRD分析 |
| 3.3.4 聚合物XPS分析 |
| 3.3.5 聚合物的差热/热重(TG/DSC)分析 |
| 3.3.6 聚合物的扫描电镜图像分析(SEM) |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 CTS-G-PAMD对城市污泥脱水调理性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验仪器 |
| 4.2.3 污泥脱水调理方法 |
| 4.2.4 污泥脱水调理性能测试方法 |
| 4.3 污泥脱水的结果与讨论 |
| 4.3.1 投加量对污泥脱水性能的影响 |
| 4.3.2 pH对污泥脱水性能的影响 |
| 4.3.3 CTS接枝效率对污泥脱水性能的影响 |
| 4.4 絮体破碎再絮凝及相关絮凝机理的研究 |
| 4.4.1 絮体的粒径与分形维数 |
| 4.4.2 污泥絮体破碎再絮凝 |
| 4.5 絮凝机理 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 CTS-G-PAMD对净水污泥脱水调理性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验材料与方法 |
| 5.2.1 试验仪器 |
| 5.2.2 污泥脱水调理性能测试方法 |
| 5.2.3 实验材料 |
| 5.2.4 絮凝剂的污泥脱水实验 |
| 5.3 污泥脱水的结果与讨论 |
| 5.3.1 投加量对污泥脱水性能的影响 |
| 5.3.2 pH对污泥脱水性能的影响 |
| 5.3.3 聚合物分子量对污泥脱水性能的影响 |
| 5.4 絮体特性 |
| 5.4.1 污泥絮体粒径 |
| 5.4.2 污泥絮体分形维数 |
| 5.4.3 污泥絮体的沉降特性 |
| 5.5 絮凝机理 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读博士学位期间发表的论文目录 |
| B.作者在攻读博士学位期间参加的科研课题目录 |
（4）微交联两亲聚丙烯酰胺的合成及性能应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 含油污水 |
| 1.1.2 含油污泥 |
| 1.2 聚丙烯酰胺的应用 |
| 1.2.1 聚丙烯酰胺概述 |
| 1.2.2 聚丙烯酰胺的分类 |
| 1.2.2.1 非离子型聚丙烯酰胺 |
| 1.2.2.2 阳离子型聚丙烯酰胺 |
| 1.2.2.3 阴离子型聚丙烯酰胺 |
| 1.2.2.4 两性型聚丙烯酰胺 |
| 1.3 絮凝剂的研究现状 |
| 1.3.1 絮凝剂的概况 |
| 1.3.1.1 无机絮凝剂 |
| 1.3.1.2 合成有机高分子絮凝剂 |
| 1.3.1.3 天然改性高分子絮凝剂 |
| 1.3.1.4 复合絮凝剂 |
| 1.3.1.5 生物絮凝剂 |
| 1.3.2 絮凝机理 |
| 1.4 表面活性剂水洗法的研究现状 |
| 1.4.1 表面活性剂结构及在含油污泥中的应用 |
| 1.4.2 表面活性剂水洗法的清洗机理 |
| 1.5 论文研究意义及内容 |
| 参考文献 |
| 第二章 微交联阳离子型聚丙烯酰胺的合成及在含油污水中的应用 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 合成工艺研究 |
| 2.2.2.1 聚合物的合成工艺方法 |
| 2.2.2.2 聚合物的合成工艺研究结果 |
| 2.2.3 聚合物结构表征和性能测试 |
| 2.2.3.1 聚合物结构表征 |
| 2.2.3.2 絮凝实验 |
| 2.2.3.3 絮体强度及恢复因子 |
| 2.2.3.4 絮体Zeta电位测试 |
| 2.2.3.5 含油污水乳液不稳定性测试 |
| 2.2.3.6 有机/无机复配使用 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 结构表征 |
| 2.3.1.1 核磁共振氢谱分析 |
| 2.3.1.2 分子量 |
| 2.3.2 电荷密度 |
| 2.3.3 絮凝实验 |
| 2.3.3.1 不同条件下合成的PADO和PAD对含油污水的处理结果 |
| 2.3.3.2 不同AM/DBC摩尔比下聚合物的脱油率 |
| 2.3.3.3 PAD_3O系列脱油率 |
| 2.3.3.4 PAD_2O、PAD_1O系列脱油率 |
| 2.3.4 Zeta电位 |
| 2.3.5 絮体强度分析和恢复因子 |
| 2.3.6 稳定性分析 |
| 2.3.7 有机/无机复配使用 |
| 2.3.8 絮凝过程与机理探索 |
| 2.4 小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 微交联两性聚丙烯酰胺的合成及在含油污水中的应用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 合成方法 |
| 3.2.3 聚合物PADSV的结构表征及性能测试 |
| 3.2.3.1 核磁共振谱 |
| 3.2.3.2 絮凝实验 |
| 3.2.3.3 絮体强度及恢复因子 |
| 3.2.3.4 絮体Zeta电位测试 |
| 3.2.3.5 稳定性测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 结构表征 |
| 3.3.2 絮凝实验 |
| 3.3.2.1 不同SBMA添加量下的脱油率 |
| 3.3.2.2 不同VTEO_3添加量下的脱油率 |
| 3.3.3 耐盐性能 |
| 3.3.4 Zeta电位 |
| 3.3.5 稳定性分析 |
| 3.3.6 絮体强度和恢复因子 |
| 3.3.7 絮体机理探讨 |
| 3.4 小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 微交联阴离子型聚丙烯酰胺的合成及在含油污泥中应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 合成方法 |
| 4.2.3 测试方法 |
| 4.2.3.1 聚合物结构性质表征 |
| 4.2.3.2 含油污泥处理研究 |
| 4.2.3.3 含油污泥处理前后的表征 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 结构表征 |
| 4.3.2 Zeta电位 |
| 4.3.3 界面张力 |
| 4.3.4 未处理含油污泥成分测定 |
| 4.3.5 不同阴离子聚合物单体比例的探究 |
| 4.3.5.1 PASV系列固相残油率和水中含油率 |
| 4.3.5.2 PASV系列原油回收率 |
| 4.3.6 不同阳离子聚合物类型的探究 |
| 4.3.7 不同总药剂添加量的探究 |
| 4.3.8 不同复配比例的探究 |
| 4.3.9 含油污泥处理前后宏观图与SEM微观图 |
| 4.3.10 处理前后含油污泥EDX分析 |
| 4.3.11 处理前后含油污泥界面润湿性分析 |
| 4.3.12 三相分离机理 |
| 4.4 小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 全文总结 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表论文及专利 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（6）杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC的制备、表征及应用（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 水资源环境现状 |
| 1.2 絮凝剂的分类及研究现状 |
| 1.2.1 无机絮凝剂 |
| 1.2.2 有机絮凝剂 |
| 1.2.3 微生物絮凝剂 |
| 1.3 复合絮凝剂研究现状 |
| 1.3.1 无机-无机絮凝剂 |
| 1.3.2 有机-有机复合絮凝剂 |
| 1.3.3 无机-有机复合絮凝剂 |
| 1.3.4 微生物复合絮凝剂 |
| 1.4 有机-无机杂化材料及杂化絮凝剂的研究进展 |
| 1.4.1 有机-无机杂化材料分类 |
| 1.4.2 有机-无机杂化材料的合成方法 |
| 1.4.3 有机-无机杂化絮凝剂研究现状 |
| 1.4.4 杂化絮凝剂合成机理研究现状 |
| 1.5 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究背景及目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 聚合硅酸铝铁(PSAF)的制备 |
| 2.2.2 杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC的制备 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 特性粘度的测定 |
| 2.3.2 结构表征方法 |
| 3 杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC的制备因素优化及表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC合成的单因素研究 |
| 3.2.1 反应时间对杂化絮凝剂特性黏度的影响 |
| 3.2.2 反应温度对杂化絮凝剂特性黏度的影响 |
| 3.2.3 引发剂质量分数对杂化絮凝剂特性黏度的影响 |
| 3.2.4 单体质量分数对杂化絮凝剂特性黏度的影响 |
| 3.3 杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC合成的正交实验研究 |
| 3.3.1 正交实验设计 |
| 3.3.2 正交实验结果分析 |
| 3.4 杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC的表征及合成分析 |
| 3.4.1 电导率分析 |
| 3.4.2 红外光谱(FT-IR)分析 |
| 3.4.3 扫描电镜(SEM)分析 |
| 3.4.4 热重-差热(TGA-DSC)分析 |
| 3.4.5 杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC合成机理 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC的絮凝性能及机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC混凝效果的研究 |
| 4.3.1 絮凝剂投加量对混凝效果的影响 |
| 4.3.2 水样的初始温度对混凝效果的影响 |
| 4.3.3 水样的初始p H对混凝效果的影响 |
| 4.4 杂化絮凝剂的絮凝性能及混凝机理研究 |
| 4.4.1 杂化絮凝剂电中和能力研究 |
| 4.4.2 杂化絮凝剂沉降性能研究 |
| 4.4.3 絮体粒径对比 |
| 4.4.4 杂化絮凝剂的混凝机理 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC对模拟印染废水的脱色应用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.3 对活性艳红X-3B混凝脱色效果的研究 |
| 5.3.1 活性艳红X-3B溶液标准曲线的建立 |
| 5.3.2 絮凝剂投加量对活性艳红X-3B脱色的影响 |
| 5.3.3 水样的初始温度对活性艳红X-3B脱色的影响 |
| 5.3.4 水样的初始p H值对活性艳红X-3B脱色的影响 |
| 5.4 对直接耐晒翠兰混凝脱色效果的研究 |
| 5.4.1 直接耐晒翠兰GL溶液标准曲线的建立 |
| 5.4.2 絮凝剂投加量对直接耐晒翠兰GL脱色的影响 |
| 5.4.3 水样的初始温度对直接耐晒翠兰GL脱色的影响 |
| 5.4.4 水样的初始p H值对直接耐晒翠兰GL脱色的影响 |
| 5.5 染料混凝脱色机理探讨 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 附录 A.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（7）HCA及其复配药剂混凝/生物接触氧化工艺费用模型建立与试验优化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 我国生活污水处理现状 |
| 1.2 HCA在水处理方面的应用 |
| 1.2.1 HCA的特点 |
| 1.2.2 HCA在水处理中的应用 |
| 1.3 生物接触氧化技术概述 |
| 1.3.1 生物接触氧化法工作原理 |
| 1.3.2 生物接触氧化法的特点 |
| 1.3.3 生物接触氧化工艺研究现状 |
| 1.4 混凝和生物接触氧化联用方式 |
| 1.5 数学模型在水处理方面的应用 |
| 2 课题研究的目的意义及内容 |
| 2.1 研究背景及目的 |
| 2.2 课题研究内容 |
| 2.3 研究技术路线 |
| 2.4 课题研究方法 |
| 2.4.1 模型建立方法 |
| 2.4.2 模型建立相关参数获取方法 |
| 2.4.3 分析指标与方法 |
| 3 组合工艺最小运行费用模型的建立 |
| 3.1 组合工艺最小运行费用模型表达式的建立 |
| 3.2 最小运行费用模型影响因素分析 |
| 3.2.1 农灌水质标准为出水水质标准时理论模型建立分析 |
| 3.2.2 一级A排放标准为出水水质标准时理论模型建立分析 |
| 3.3 最小运行费用模型的建立方法 |
| 3.4 模型建立过程中需进行试验内容 |
| 4 HCA及其复配混凝剂混凝混凝处理生活污水参数优选的研究 |
| 4.1 试验用水与装置 |
| 4.1.1 试验水质 |
| 4.1.2 试验装置 |
| 4.2 混凝运行参数优选 |
| 4.2.1 混凝搅拌速度的优选 |
| 4.2.2 混凝搅拌时间的优选 |
| 4.2.3 优选水力条件下投加量对HCA处理效果的影响 |
| 4.2.4 PAC-HCA复配比的优选 |
| 4.2.5 优选条件下投加量对PAC-HCA复配混凝剂处理效果的影响 |
| 4.3 连续进水时HCA及其复配混凝剂混凝水力条件优选 |
| 4.3.1 试验基本水质 |
| 4.3.2 动态连续试验 |
| 4.4 单独投加HCA与PAC-HCA复配投加费用比较 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 PAC-HCA混凝/生物接触氧化工艺处理生活污水的运行参数优选研究 |
| 5.1 试验材料 |
| 5.1.1 试验基本水质 |
| 5.1.2 工艺流程 |
| 5.1.3 主要试验仪器和装置 |
| 5.1.4 填料选择 |
| 5.2 装置挂膜与启动 |
| 5.2.1 启动方式 |
| 5.2.2 反应器挂膜启动过程中污染物的去除效果 |
| 5.2.3 挂膜启动期间生物相变化情况 |
| 5.3 A/O生物接触氧化单独处理生活污水的效能分析 |
| 5.3.1 对COD的去除效果 |
| 5.3.2 对NH_4~+-N的去除效果 |
| 5.3.3 对TN的去除效果 |
| 5.3.4 对TP的去除效果 |
| 5.3.5 对SS的去除效果 |
| 5.4 混凝/生物接触氧化工艺处理生活污水PAC-HCA投加量优选研究 |
| 5.4.1 PAC-HCA投加量对组合工艺的COD去除效能影响 |
| 5.4.2 PAC-HCA投加量对组合工艺的NH_4~+-N去除效能影响 |
| 5.4.3 PAC-HCA投加量对组合工艺的TN去除效能影响 |
| 5.4.4 PAC-HCA投加量对组合工艺的TP去除效能影响 |
| 5.4.5 PAC-HCA投加量对组合工艺的SS去除效能影响 |
| 5.4.6 PAC-HCA投加量对微生物生长的影响 |
| 5.5 混凝/生物接触氧化工艺处理生活污水气水比优选研究 |
| 5.5.1 气水比对组合工艺的COD去除效能影响 |
| 5.5.2 气水比对组合工艺的NH_4~+-N去除效能影响 |
| 5.5.3 气水比对组合工艺的TN去除效能影响 |
| 5.5.4 气水比对组合工艺的TP去除效能影响 |
| 5.5.5 气水比对组合工艺的SS去除效能影响 |
| 5.6 混凝/生物接触氧化工艺处理生活污水HRT优选研究 |
| 5.6.1 HRT对组合工艺的COD去除效能影响 |
| 5.6.2 HRT对组合工艺的NH_4~+-N去除效能影响 |
| 5.6.3 HRT对组合工艺的TN去除效能影响 |
| 5.6.4 HRT对组合工艺的TP去除效能影响 |
| 5.6.5 HRT对组合工艺的SS去除效能影响 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 最小运行费用模型的建立与结果分析 |
| 6.1 农灌水质标准为出水水质标准时费用优化分析 |
| 6.2 一级A排放标准为出水水质标准时费用优化分析 |
| 6.3 组合工艺理论最小运行费用优化分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（8）聚二甲基二烯丙基氯化铵在污泥脱水中的应用（论文提纲范文）
| 1 实验部分 |
| 1.1 主要试剂与仪器 |
| 1.2 实验方法与步骤 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 药剂种类和投加率对污泥CST值的影响 |
| 2.2 药剂种类和投加率对污泥比阻SRF的影响 |
| 2.3 药剂种类和投加率对泥饼含水率的影响 |
| 3 机理分析 |
| 4 结论 |
（9）阴阳离子有机絮凝剂对污泥脱水效果的研究（论文提纲范文）
| 0引言 |
| 1实验部分 |
| 1.1实验药品 |
| 1.2实验仪器 |
| 1.3实验方法 |
| 1.3.1污泥基本性质的测定 |
| 1.3.2污泥上清液中EPS含量的测定 |
| 1.3.3影响污泥脱水性能的因素分析 |
| 2结果与分析 |
| 2.1pH对污泥脱水效果的影响 |
| 2.2过滤时间对污泥脱水效果的影响 |
| 2.3絮凝剂浓度对污泥脱水效果的影响 |
| 3最佳条件下对比污泥的脱水效果 |
| 4结论 |
（10）絮凝剂缓解MBR膜污染研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 膜生物反应器（MBR）的应用 |
| 1.1.1 膜生物反应器的类型和特点 |
| 1.1.2 膜生物反应器在水处理中的运用 |
| 1.2 MBR膜污染研究现状 |
| 1.2.1 MBR膜污染机理研究 |
| 1.2.2 膜性质和膜组件对膜污染影响 |
| 1.2.3 污泥混合液对膜污染影响 |
| 1.2.4 MBR运行条件对膜污染影响 |
| 1.3 多聚物缓解MBR膜污染的研究进展 |
| 1.3.1 控制膜污染影响因素延缓膜污染的研究 |
| 1.3.2 多聚物缓解膜污染的研究 |
| 1.4 研究目的和内容 |
| 1.4.1 研究的目的和意义 |
| 1.4.2 研究的目标和内容 |
| 第二章 实验及分析方法 |
| 2.1 实验装置和材料 |
| 2.1.1 膜生物反应器装置 |
| 2.1.2 恒压超滤杯装置 |
| 2.1.3 实验材料 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 透膜压力（TMP）的检测 |
| 2.2.2 Zeta电位值的测定 |
| 2.2.3 毛细吸水时间（CST） |
| 2.2.4 EPS和SMP的测定 |
| 2.2.5 活性污泥絮体粒径分析 |
| 2.2.6 其他分析项目与方法 |
| 2.3 技术路线 |
| 第三章 聚二甲基二烯丙基氯化铵对MBR膜污染缓解研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验设置 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PDMDAAC的静态试验 |
| 3.3.2 跨膜压力的形成 |
| 3.3.3 毛细管吸水时间的变化 |
| 3.3.4 Zeta电位的变化 |
| 3.3.5 活性污泥SVI的变化 |
| 3.3.6 活性污泥的胞外聚合物变化 |
| 3.3.7 污泥颗粒表观松散情况 |
| 3.3.8 膜表面泥饼状况 |
| 3.3.9 出水的水质 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 聚合氯化铝对 MBR 膜污染缓解研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验设置 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 聚合氯化铝最佳首加剂量 |
| 4.3.2 聚合氯化铝对MBR的TMP影响 |
| 4.3.3 聚合氯化铝对MBR的CST影响 |
| 4.3.4 聚合氯化铝对MBR中污泥沉降性能影响 |
| 4.3.5 聚合氯化铝对活性污泥中后生动物的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 复合絮凝剂对 MBR 膜污染缓解效果研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验设置 |
| 5.3 实验结果与分析 |
| 5.3.1 絮凝剂最佳配合比 |
| 5.3.2 MBR中TMP的发展 |
| 5.3.3 污泥混合液CST值 |
| 5.3.4 污泥絮体Zeta电位变化 |
| 5.3.5 活性污泥SVI值变化 |
| 5.3.6 SMP和EPS的变化 |
| 5.3.7 污泥絮体粒径分布 |
| 5.3.8 MBR系统出水水质 |
| 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 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
四、聚二甲基二烯丙基氯化铵(HCA)对活性污泥的脱水性能研究（论文参考文献）
- [1]有机絮凝剂对MBR污水处理性能及膜污染行为的影响研究[D]. 曹云阳. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [2]造纸污泥基有机高分子絮凝剂制备、效能及作用机制研究[D]. 郭康鹰. 山东大学, 2021(11)
- [3]紫外光-H2O2引发聚合壳聚糖基改性絮凝剂及其应用研究[D]. 陈杰. 昆明理工大学, 2021(02)
- [4]微交联两亲聚丙烯酰胺的合成及性能应用研究[D]. 尹晓康. 山东大学, 2020(11)
- [5]建筑废弃泥浆泥水分离过程与效果评价[J]. 王东星,伍林峰,唐弈锴,徐学勇. 浙江大学学报(工学版), 2020(06)
- [6]杂化絮凝剂PSAF-PDMDAAC的制备、表征及应用[D]. 苏婷. 重庆大学, 2020
- [7]HCA及其复配药剂混凝/生物接触氧化工艺费用模型建立与试验优化[D]. 张玮. 兰州交通大学, 2019(03)
- [8]聚二甲基二烯丙基氯化铵在污泥脱水中的应用[J]. 李亚攀,胡君荣,陈凉一,刘道广,宋玉. 有色冶金设计与研究, 2018(06)
- [9]阴阳离子有机絮凝剂对污泥脱水效果的研究[J]. 严子春,杨永超,何前伟. 环境工程, 2015(08)
- [10]絮凝剂缓解MBR膜污染研究[D]. 程高峰. 浙江工业大学, 2015(04)
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