一、次氯酸钠在饮用水除铁处理中的作用观察（论文文献综述）
魏献诚[1]（2021）在《西安市某地下水厂快滤池除污染物现状分析及优化研究》文中研究说明本研究以西安市某地下水厂优化运行项目为依托,通过对水厂石英砂滤池与活性炭滤池实际运行情况调查和分析,评价水厂的运行现状并提出优化方案。本研究在中试滤柱系统中评价了石英砂滤料和活性炭滤料去除污染物效能,并对砂滤料进行活性滤料的性能优化,对炭滤料分析了转变为生物活性炭的可能性。同时探究了催化氧化除氨氮/锰技术在生产滤池原位改造中的应用效果。本研究的目的是为该水厂的石英砂滤池以及活性炭滤池建立高效稳定的运行方法。本文的主要研究结论如下:（1）水厂滤料表面形成的氧化膜催化活性很低,基本不具备去除氨氮、锰的能力;在中试滤柱系统中,经过3天挂膜,低浓度铁锰和氨氮能够完全去除。（2）三种预氧化方式（曝气充氧、加氯预氧化、高锰酸钾预氧化）均可一定程度上抵抗铁、锰超标的风险,但是对氨氮无明显去除效果;其中高锰酸钾预氧化效果最好。反冲洗周期与反冲洗强度对于砂滤料去除铁、锰和氨氮没有明显影响。（3）水厂石英砂滤池进行活性氧化膜的原位制备时,在适当的反冲洗条件下,挂膜7天左右,可完成活性氧化膜的快速制备,制备成功后,进水氨氮浓度在0.3mg/L时,去除率由28%提高到90%;进水锰浓度为0.3mg/L时,去除率由50%提高到80%。挂膜后水厂石英砂滤料的表面形貌呈颗粒堆叠状,进一步分析滤料表征发现,改造后滤料形貌和结构均发生了改变。XRD分析结果表明,改造后滤料上产生了新峰,证明了活性滤料的形成。（4）水厂活性炭滤池去除铁、锰、氨氮效果较好,但对于有机物去除较差。滤池内活性炭滤料较原始活性炭滤料去除污染物锰、铁、氨氮、磷的吸附容量均减少,原始活性炭滤料的平衡吸附量约为活性炭滤料的3-4倍。但经过灭活实验发现,现阶段炭滤池去除污染物主要依靠生物作用,所以炭滤池滤料暂不需要更换。（5）滤速6m/h的运行条件下,活性炭滤料去除铁锰氨氮效果要略优于滤速8、10m/h运行条件下,反冲洗周期与反冲洗强度对于炭滤池滤料去除铁、锰和氨氮影响不大。（6）营养盐、光照、水力停留时间对于炭滤池内藻类的数量均有影响,在炭滤池上方增加遮光措施有利于抑制藻类的繁殖。增加遮光措施后,炭滤池内藻类数量由130万个/L减少至25万个/L,并且增加遮光措施对于炭滤池去除污染物并没有影响。
蒋尚峰[2]（2021）在《水源突发污染的某水厂应急供水工艺研究》文中认为某地表水厂由于水源被严重污染,需要更换新地下水源。由于应急需要水源地地下水井源较浅,导致地表水混入地下水中,使新水源水呈现地下水与地表水的复合污染的性质,浊度、色度、铁、锰、氨氮都远远超过国家标准,常规两级过滤工艺工艺难以使该水源水处理达标。针对该水源水的特点,本文研究了采用混凝加两级生物强化过滤除锰除氨氮工艺,使该水源水经过处理后达到国家标准。首先在现场实验中仅使用常规两级过滤工艺运行的效果不佳,除铁能短时间达标外,其他污染物质都难以达到国家标准。为确定工艺改造方案对新水源水的水质进行了分析。通过对其中污染物质的分析,结合现场实际情况,采用混凝加两级生物强化过滤除锰除氨氮的工艺处理流程。利用混凝强化工艺对浊度、色度、铁的去除,利用生物强化工艺提高滤池对锰和氨氮的去除效果。其次通过小试实验确定了混凝剂与助凝剂的初始投加量,混凝剂为聚合氯化铝,助凝剂为聚丙烯酰胺,混凝能去除90%以上的浊度、色度,对铁的去除约为70%,能去除约30%的高锰酸盐指数,但混凝对锰和氨氮几乎没有去除效果。在实际工程调试中逐步降低混凝剂与助凝剂的投加量,确定混凝剂投加量为投加聚合氯化铝3mg/L。在此投加量下滤池的出水浊度、色度、铁、高锰酸盐指数均能稳定达到国家标准。最后利用生物强化工艺提高滤池除锰除氨氮的能力,成功使工艺出水的锰和氨氮降低至国家标准以下,说明生物强化能有效提高滤池的除锰除氨氮能力,且能抵抗一定程度的冲击负荷。至此,出水所有指标均达到国家标准并稳定运行。进一步对此时的滤池滤料进行了扫描电镜、能谱仪和高通量测序分析,以了解滤料的表面结构、元素组成和群落结构。研究表明,一级除铁滤池表面存在着大量的铁细菌,在群落中占绝对优势;二级生物强化后滤池表面会呈疏松多孔的蜂窝状结构,并有大量微生物附着,其优势菌群为硝化细菌。通过对其元素和菌群的分析表明除锰是生物氧化和化学接触氧化共同作用的结果。
郭静如[3]（2021）在《折流式电化学反应器制备次氯酸钠消毒剂研究》文中进行了进一步梳理次氯酸钠由于安全可靠、成本低廉、原料易采购等众多优点,适用于偏远农村饮用水的消毒。但是,在实际农村饮用水工程中,次氯酸钠的反应装置长期无人看管维护,且需根据水质水量频繁停开。苛刻的使用环境对反应器的寿命及效率提出了更高的要求。本论文旨在研发一套适宜农村饮用水消毒的电化学反应器,主要研究内容包括高效稳定电解阳极的选择、电化学反应器水力特性研究及电化学反应器操作条件优化。首先从活性、稳定性两个方面对Ti/RuO2-SnO2-Sb2O5、Ti/RuO2-TiO2、Ti/RuO2-TiO2-IrO2、Ti/RuO2-IrO2-SnO2-Sb2O5 4种阳极进行考察。研究结果表明,Ti/RuO2-IrO2-SnO2-Sb2O5在低电解液浓度、低电流密度条件下拥有最优的活性及稳定性。析氯电位仅为1.15 V vs SCE;电流效率可达71.9%-91.55%;在频繁停开的强化电解条件下寿命达231 h,是传统Ti/RuO2-TiO2电极的77倍,预估在400 A·m-2电流密度下能够使用20年。其次,以Ti/RuO2-IrO2-SnO2-Sb2O5电极为阳极,研制了折流式电化学反应器。通过水力特性实验发现,该反应器结构合理、稳定性较好。在不同停留时间及电流密度下,流体返混程度低、死区较小,是较为理想的推流式反应器。最后,对电化学反应器的操作参数进行了优化。结果表明,在盐水浓度为10g·L-1,电流密度为70 A·m-2,进水流量为3.3 L·h-1条件下运行效果最佳,电流效率达到76.75%,盐耗为3.87 kg·kg-1,电耗为2.84 k W·h·kg-1,达到国标划定的次氯酸钠发生器A级品标准。据此可见,该电化学反应器较适合在农村饮用水工程中推广应用。
陈可欣[4]（2020）在《饮用水处理消毒系统技术改造及工程应用研究》文中指出消毒是饮用水处理必不可少的重要工艺。国内众多水厂仍采用以液氯为代表的消毒工艺。传统的液氯消毒技术存在安全隐患,容易引发环境危害,而且,液氯消毒易产生三卤甲烷和卤乙酸等具有致癌作用的消毒副产物。次氯酸钠具有安全性较高、投加设备简单、持续消毒效果好、不易产生消毒副产物等优点,是较为理想的替代消毒剂。本论文以武汉某水厂为例,选取更加安全可靠的次氯酸钠作为替代消毒剂。通过消毒系统的升级改造,得到如下结论:（1）改进型次氯酸钠消毒系统主要由次氯酸钠储存系统、提升系统、管路系统、仪表系统、加药系统和自动控制系统组成。采用前加氯和后加氯相结合的投加方式,并结合原水水质条件,适当调整加药量。（2）次氯酸钠消毒系统处理水量（2019年）在33.16～47.93万t/d之间波动,平均处理水量为41.65万t/d;消毒剂投加量范围在3.68～5.25mg/L之间,平均为4.35mg/L;耗氯量介于14.25～25.16t/月,全年耗氯量约为200.10t。（3）次氯酸钠消毒系统出水的感官性状和一般化学指标中,出水p H值介于7.50～8.09,平均值为7.76;出水色度均低于5度;出水浊度稳定在0.03～0.27NTU,平均值为0.11NTU;出水CODMn介于0.64～2.24mg/L之间,平均浓度1.31mg/L;出水中溶解性铁浓度均低于0.05mg/L;出水总硬度范围108～154mg/L,平均值为137mg/L;出水氯化物范围12～35mg/L,平均浓度20.1mg/L;出水中氨氮平均浓度0.033mg/L。在微生物指标中,不同时期出水菌落总数、总大肠菌群和嗜热大肠菌群均为零,可视为完全去除。采用次氯酸钠消毒的饮用水处理工艺出水水质均满足《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）的限值要求。（4）次氯酸钠消毒系统出水中余氯为0.70～1.16mg/L,总余氯0.81～1.38mg/L,平均值分别为0.93mg/L和1.03mg/L。工程实践中,源水加氯量（前加氯）控制沉淀池出口余氯在0.1～0.2mg/L左右,清水进库（后加氯）余氯控制在1.0mg/L。三氯甲烷和三氯乙醛等消毒副产物浓度与出水中余氯存在较好的正相关,认为次氯酸钠消毒产生的消毒副产物可能来自余氯与消毒副产物前体的反应。（5）液氯是水厂原氯消毒系统的主要的危险物质,液氯库是氯消毒系统主要的危险单元。液氯消毒系统的环境风险主要来自储运系统的液氯泄漏风险。水厂液氯库液氯最大储存量超过临界储存量,已成为重大危险源。次氯酸钠是改造后消毒系统的主要的危险物质,储液系统是主要的危险单元。次氯酸钠消毒系统的环境风险主要来自储液系统次氯酸钠的泄漏。因液氯属于剧毒物质,消毒系统中的液氯间已构成重大危险源,发生泄漏等突发环境事件后,最大风险值明显高于次氯酸钠消毒系统。（6）次氯酸钠消毒系统药剂投加为0.0375元/吨水,总运行费用为0.1345元/吨水;改造后消毒系统的运行费用较原液氯消毒系统有所增加,增加幅度在可接受范围内。另一方面,水厂次氯酸钠消毒系统改造后,减少了液氯消毒系统的各种环境风险防范和应急设施的安装及维护保养费用,且无需苛刻的压力和流量等要求,从而可降低相应的维修管理费用等。
黄凯杰[5]（2020）在《重力流超滤处理含铁含锰地下水研究》文中研究表明我国农村地区主要以地下水为饮用水源,以分散式处理方式为主,而地下水中铁、锰、氨氮、致病微生物等威胁着当地的供水安全。常规水处理工艺在农村分散式供水应用中存在操作复杂、处理效能不稳定、运维量大等问题而难以在农村推广使用。结合超滤和除铁除锰滤池的工艺特性,以农村地区分散式水处理工艺的不足为问题导向,课题研发了重力流超滤技术（GDM）,兼具操作简单、低能耗、低维护等工艺特性,并成功地应用于地下水除铁除锰除氨氮,全面探究了GDM系统的除铁除锰除氨氮效能,解析了铁锰污染条件下GDM系统的通量稳定机制,形成了GDM系统除铁锰快速启动策略。GDM系统对铁有高效地去除效果,启动初期,出水中铁含量即可达标,铁离子的去除主要以化学催化氧化为主,氧化形成的终产物（氢氧化铁）絮体被超滤膜截留而实现地下水中铁的高效分离,出水中铁含量低于0.1mg/L。此外,铁氧化物在膜表面的截留还有助于膜表面滤饼层的形成。随着过滤的进行,膜表面逐渐形成了具有高效锰催化氧化的活性滤饼层,出水锰含量显着降低（<0.1mg/L）。超滤膜的材质（PVDF和PES）对GDM系统除铁锰的启动过程无显着影响,而投加活性锰氧化物可显着地缩短GDM的启动周期（仅需35天出水锰浓度即可达标）。GDM系统可高效地去除水中的颗粒物、悬浮物和胶体,出水中浊度低于0.1 NTU;且对天然有机物的具有一定的去除作用（去除率约15%）。在水温约为6.8℃,溶解氧浓度约为8.5 mg/L的条件下,GDM系统稳定运行后,其对锰离子和氨氮的极限去除浓度分别为3.2 mg/L和0.85 mg/L。铁锰污染条件下,GDM系统长期运行的通量稳定性是制约该工艺可否成功应用于地下水除铁除锰的关键。结果表明长期运行,GDM系统出水通量可达到稳定,但出水通量达到稳定状态所需时间相对较长,稳定通量水平也略微有所降低。地下水中微生物的数量、无机颗粒数量较少,水的温度较低,生物滤饼层形成的时间相对较长,且结构较为致密。投加活性锰氧化物可显着增加GDM系统中滤饼层的粗糙度、多孔性和厚度,提升稳定通量水平。超滤膜的材质对GDM系统稳定通量水平也有一定的影响,PVDF材质GDM系统的稳定通量水平略高于PES材质GDM系统的稳定通量水平;GDM系统中膜表面滤饼层中EPS含量处于较低水平,其中多糖含量远高于蛋白含量,GDM系统膜表面滤饼层中ATP浓度越高,GDM系统稳定通量水平越高。此外,GDM系统中滤饼层的组成特性和菌群分析表明,滤饼层中不仅含有大量的铁锰氧化物,还存在着铁细菌、锰氧化菌和硝化细菌等微生物。铁锰的去除机理是化学氧化作用为主,生物氧化作用为辅;氨氮的去除机理以生物氧化为主,可能存在化学催化氧化作用。本研究将GDM系统可成功应用于地下水同步除铁、锰、氨氮、浊度等污染物,形成了GDM系统快速启动策略;揭示了铁锰污染条件下,GDM系统长期运行的通量稳定机制和膜污染特性,有助于发展和完善分散式地下水膜处理理论和技术体系。
邢加建[6]（2020）在《紫外/氯预处理控制超滤膜污染的效能与机制研究》文中研究指明超滤技术作为第三代城市饮用水安全保障技术,在国内逐渐得到了推广和应用。超滤对于水中胶体和颗粒物的高效去除能力是其作为饮用水安全保障的屏障。然而,在国内已建成的超滤水厂生产过程中,超滤膜污染带来的运行管理问题以及对溶解性有机物去除效果不高的水质问题成为了超滤工艺进一步发展的瓶颈。在超滤膜前增加预处理单元的组合超滤净水技术是解决上述问题的一种手段。通过膜前预处理等方法对膜单元进水性质的改变,可以有效缓解膜污染并提升水质。论文以新兴的紫外/氯高级氧化技术为预处理单元核心,采用紫外/氯预氧化、紫外/氯/粉末炭吸附、亚铁协同紫外/氯作为预处理方法,系统考察紫外/氯预处理对超滤工艺的膜污染控制的影响及其作用机制。首先以典型的微污染地表水作为原水,考察了采用紫外/氯氧化作为预处理对过滤中产生的膜污染的控制效果。探究了紫外/氯联合超滤工艺作为饮用水安全保障工艺的可行性。实验结果表明,紫外/氯预氧化最高能将可逆膜阻力和不可逆膜阻力分别降低58%和35%。通过对微污染地表水中天然有机物的去除,紫外/氯氧化减少了形成膜污染物质的来源。同时,预氧化对污染物分子量的转化也改变了污染物在膜表面的附着状态。膜表面可逆污染的微观形态观察表明,紫外/氯预处理后膜表面的污染滤饼层比原水过滤更加均匀,这也表明紫外/氯预处理影响了污染物与膜的界面接触形态,形成的污染物更易被水力清洗脱除。研究亦探讨了紫外/氯预处理对微污染地表水中微污染物阿特拉津（ATZ）的去除。微量污染物由于分子量远小于超滤膜孔径,超滤膜对此类物质去除率往往低于10%,而紫外/氯联合超滤工艺对ATZ的去除率最高可达87%。氧化单元的经济概算表明紫外/氯的成本远低于紫外/双氧水的运行成本,体现了良好的工程应用前景。通过揭示紫外/氯氧化预处理对微污染地表水引起的膜污染的控制规律,阐明了紫外/氯预氧化缓解超滤膜污染的影响机制。继续以受较严重污染的水源-含藻源有机物（EOM）的地表水体作为原水,考察了紫外/氯/粉末炭吸附预处理对膜污染的控制效能。结果表明,紫外/氯/粉末炭吸附预处理的对含EOM原水造成的膜污染有良好的控制能力,有效减小了含EOM水中的典型藻源有机污染物和天然有机污染物（NOM）对膜单元的负荷。对于高EOM的地表水,工艺对水中含碳碳双键的EOM或NOM的去除尤为明显。基于吸附和氧化的双重作用,膜阻力的增加十分缓慢,以低EOM原水为例,总污染膜阻力和不可逆阻力分别比未处理原水最高可以降低63%和92%。同时,紫外/氯/粉末炭吸附工艺对超滤难以去除的藻源微量污染物微囊藻毒素（MC-LR）、ATZ以及对氯硝基苯（p-CNB）的去除效果也大幅提升至42-76%。论文明确了含EOM水中有机物组分对膜污染的影响,剖析了紫外/氯/粉末炭吸附预处理对有机物去除与膜污染缓解的联系机制。为了进一步提升紫外/氯预处理对超滤处理复杂有机水体的膜污染控制效能,在上述研究基础上,通过亚铁协同紫外/氯预处理的方式缓解膜污染并提升出水水质。实验以腐殖酸、牛血清蛋白和海藻酸钠作为典型模型有机污染物,以不同的有机物复合比例,考察亚铁协同紫外/氯对膜污染控制。同时通过解析反应过程、原水的组成成分、分子量分布以及荧光性有机物含量等指标揭示膜污染的控制机制。结果表明亚铁协同紫外/氯预处理对于复合水体中较宽分子量的有机物都有良好的去除效果,因此对于可逆与不可逆膜污染都有一定的控制。以牛血清蛋白原水为例,亚铁协同紫外/氯预处理后总膜污染阻力和不可逆膜污染阻力分别减少了83-84%和76-79%。对于海藻酸钠引起的可逆膜阻力最高可以减少96%。此外,对于腐殖酸和蛋白类占主体的原水,经过亚铁协同紫外/氯预处理后其膜污染指数可以通过荧光强度Fmax较好地推算与判断。实验通过多种比例复合水体的膜污染控制实验以及模型拟合分析,建立了亚铁协同紫外/氯预处理和复杂水体所引起的的膜污染之间的数学关联,可以针对水质的变化调整亚铁协同紫外/氯的剂量来改变污染物与膜的界面行为特征,从而高效控制膜污染。通过实验证实了亚铁与紫外/氯氧化对膜污染控制的协同效应。论文从微污染地表水的超滤处理出发,以紫外/氯氧化为预处理,实现对地表水中天然有机物造成的膜污染的有效控制。继续以紫外/氯为超滤预处理单元核心,采用紫外/氯/粉末炭吸附预处理缓解了含EOM水体引起的膜污染,并通过对藻源与天然有机物的识别以及模型拟合,揭示了紫外/氯/粉末炭吸附预处理中氧化与吸附双重作用对膜污染物质的去除规律。在此基础上,采用亚铁协同紫外/氯的膜前预处理抑制了复杂有机物原水过滤中的膜阻力快速增长。并通过对原水成分分析和膜污染机制解析阐明了亚铁协同紫外/氯对膜污染控制的一般规律与方法。
陈伯俭[7]（2020）在《南水北调（邯郸段）水源水预氧化-强化混凝试验研究》文中研究说明南水北调中线工程采用明渠输水,输水线路长、水深较浅,加之沿途大气沉降的污染物输入,导致下游城市取水水质较水源地水质发生了较大变化。本文以南水北调中线工程（邯郸段）水源水为研究对象,针对常规给水处理工艺面对藻类含量季节性升高的局限性,进行化学预氧化强化混凝试验研究,通过静态试验对药剂投加量及工艺参数进行优选,在此基础上考察模拟动态工艺的除污效果,以期为邯郸市相关水厂的工艺运行提供数据支持。通过烧杯试验进行了南水北调（邯郸段）水源水强化混凝研究,确定静态试验参数为:混凝剂聚合氯化铝最佳投加量为20mg/L,混合搅拌速度为400r/min、搅拌时间2min,反应搅拌速度为60r/min、搅拌时间15min,沉淀时间30min,此时对水源水中浊度、叶绿素a、UV254与CODMn的平均去除率分别为85.29%、86.30%、35.71%和25%。以高锰酸钾、次氯酸钠和过氧化氢为氧化剂进行预氧化强化混凝试验,结果表明次氯酸钠作为预氧化剂经济可行,次氯酸钠的最佳投加量为0.5mg/L,最佳氧化时间为30min,在此条件下对水中浊度、叶绿素a、UV254、CODMn的平均去除率分别为94.19%、97.02%、55.32%和42.31%。在静态试验基础上,模拟水厂处理工艺流程进行常规混凝和预氧化强化混凝动态试验,考察动态工艺对水源水的净化效果。结果表明,当试验装置稳定运行后,在PAC投加量为20mg/L、混凝时间为20min、沉淀时间为120min时,常规混凝工艺对浊度、叶绿素a、UV254和CODMn的平均去除率分别为92.09%、90.96%、34.87%和28.86%,出水中平均残余铝含量为0.131mg/L。采用次氯酸钠进行预氧化强化混凝,次氯酸钠投加量为0.5mg/L、预氧化时间为40min,PAC投加量为10mg/L、混凝时间为20min、沉淀时间为120min时,滤后出水浊度、叶绿素a、UV254和CODMn浓度分别为0.145NTU、0.24mg/m3、0.030cm-1与1.18mg/L,其平均去除率分别为96.71%、97.55%、50.06%和42.30%,平均残余铝含量仅为0.073mg/L,出水中上述水质指标优于《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）的限值要求。
李进[8]（2020）在《再生水中红虫和红线虫产生的原因、灭活方法及去除技术研究》文中指出污水处理过程、特别是再生水处理过程中,水生红虫或红线虫等后生动物的污染控制也常常是实际工程应用会出现的难点问题。本课题主要针对青海某热电厂再生水原水中的红虫污染问题开展研究分别考察了次氯酸钠、高锰酸钾、过氧化氢、二氧化氯等化学氧化剂灭活水中红虫及红线虫的可行性和效能,探讨了投加量、pH值、接触时间、虫体密度及共存有机物等对灭活效果的影响,其中对虫体密度的研究对提高药剂投加量情况下的经济可行性有着重要意义。主要得到如下结论:（1）经过对红虫的灭活试验表明,次氯酸钠、过氧化氢、单过硫酸氢钾复合盐和高锰酸钾在长时间接触、高加药量的条件下对红虫的杀灭率较低,二氧化氯的效果较好。次氯酸钠在酸性条件下灭活效果最好,但条件苛刻,在pH<4的条件下投加量仍需要达到200mg/L,实际应用困难。（2）次氯酸钠、高锰酸钾、单过硫酸氢钾复合盐和过氧化氢对红虫的灭活效果较差。在pH=7,20200mg/L的加药量下接触60min,无法产生明显的杀灭效果。延长接触时间可以提高对红虫的杀灭效果,接触6h时,最大灭活率可以达到11%;接触时间达到24h,仍然不能实现100%的杀灭红虫。（3）二氧化氯对红虫的灭活有着较好的效果,但条件也较为苛刻,需要大投药量和较长接触时间。在3846mg/L的投药量下,要实现幼虫全部死亡需要接触34h;加大投加量至52mg/L,接触时间60min可达到100%的灭活率。反应过程中由于部分二氧化氯会被水中的有机物所消耗,随着有机物含量的增加,杀灭效果会降低。二氧化氯对pH的变化有较强的适应能力,pH的变化对杀灭效果影响较小。（4）虫体密度的增大对红虫灭活的影响很小,在超高的虫体密度下仍然可以保持80%灭活率,这大大提高了高投加量条件下利用二氧化氯灭活红虫的经济可行性,为以后出现强耐药性水生生物污染问题提供了解决思路。（5）在pH值为7左右的条件下,次氯酸钠和二氧化氯对红线虫均有不错的杀灭效果,高锰酸钾次之,过氧化氢最弱。随着接触时间的延长,这几种药剂对红线虫的杀灭效果均有所提高。次氯酸钠和二氧化氯可以有效的杀灭红线虫,2mg/L的次氯酸钠在接触60min的条件下即可达到100%的灭活率,二氧化氯则需要8mg/L。使用高锰酸钾对红线虫进行杀灭时,在10mg/L的投加量下接触60min只能达到72%的灭活率,若想实现100%灭活率则需要将接触时间延长至120min。各药剂对pH变化适应能力顺序:二氧化氯>次氯酸钠>高锰酸钾。
孙成超[9]（2019）在《高锰酸钾快速启动接触氧化除锰滤池及其处理效能》文中提出近年来,地表水锰污染现象日益严重,为缩短除锰砂滤池的成熟周期并有效除锰,净水厂多投加KMnO4实现接触氧化滤池的快速启动,从而达到有效除锰。本实验从氧化剂、硬度、KMnO4投量及滤料4个方面,探究其对接触氧化除锰滤池启动的影响;考虑地表水复杂多变的水质,选取硬度、pH、Fe2+、NH4+-N四个关键水质参数及滤池运行滤速作为影响因素,探求其对成熟接触氧化滤池除锰效果的影响;对KMnO4投量安全性进行了实验探究,并对滤料挂膜前后进行形貌表征与物化分析。控制进水Mn2+浓度1.0 mg/L、Fe2+浓度0.3 mg/L,模拟地表水低铁高锰的水质情况。取得了以下成果和结论:石英砂自然氧化运行120天时,仅能去除约0.3 mg/L的Mn2+,去除率为30%;投加NaClO后Mn2+去除波动较大,且无法在短期内启动除锰滤池;在投加48天KMnO4后,石英砂滤柱,成功实现接触氧化除锰功能的快速启动。随着进水硬度的增高,启动接触氧化除锰滤池所需投加KMnO4的时间随之增长。KMnO4投量5天降1梯度（梯度为理论投加量的10%或5%）时,启动时间最短,投药量最少,且出水安全得到保障。吸附Mn2+饱和的天然沸石、改性沸石在分别投加KMnO4 37天、32天时实现接触氧化除锰滤池的成功启动。成熟石英砂滤柱在3 m/h、5 m/h、8 m/h及10 m/h滤速下对Mn2+的去除界限浓度分别是3.5 mg/L、1.81.9 mg/L、0.7 mg/L及0.4 mg/L,在滤速为5 m/h情况下,可适用于大部分地表水锰污染情况。随着进水硬度的升高,成熟石英砂滤柱除去Mn2+的能力逐渐降低。成熟石英砂滤柱进水pH在6.0和6.5时的除锰有效期分别为3天和7天;pH在7.0和7.5时,滤柱具有稳定的除锰能力。Fe2+浓度低于1.9mg/L时,不会影响成熟滤柱的正常除锰能力;Fe2+浓度高于1.9 mg/L时,滤柱中“除铁带”过分压缩“除锰带”,降低除锰能力,锰出水超标。在NH4+-N进水浓度超越过0.9 mg/L时,成熟石英砂滤柱去除NH4+-N能力在0.40.6 mg/L之间,且去除效果不稳定;在NH4+-N进水浓度小于0.9 mg/L时,其对滤柱除锰能力影响作用不大。天然沸石和改性沸石对锰有一定的初期吸附作用,在滤柱运行初期不投加KMnO4情况下,分别可保持11天和14天的出水锰达标。当KMnO4投量过多时,保证石英砂、天然沸石、改性沸石滤柱出水不变红对应的最大KMnO4投量分别为除锰理论投加量的1.2、1.4、1.4倍。在应对KMnO4投量安全性问题上,改性沸石优于天然沸石优于石英砂。成熟“锰质活性滤膜”表面元素以Mn、O为主,存在Mn-O键、Mn-OH羟基等特征结构,其疏松多孔,裂隙结构发达,由形状不规则的褶皱状结构组成,增加活性滤膜吸附Mn2+的面积,提高了传质效率。
吴小芳[10]（2019）在《预氧化强化混凝去除饮用水中锰及氨氮的研究》文中研究表明2017年《中国生态环境公报》中显示在地表水和地下水源中,锰和氨氮均是主要的污染物质。本课题针对某海外供水项目地表原水中锰和氨氮超标,而常规工艺除锰及氨氮的效果较差的问题,分别研究了锰污染、氨氮污染、锰及氨氮复合污染时预氧化强化混凝适宜的投加参数。针对锰污染的原水,研究高锰酸钾、次氯酸钠、高铁酸钾三种氧化剂适宜的投加量、pH值、预氧化时间等参数,并考察了原水中同时存在铁污染时,对预氧化强化混凝除锰的影响;针对氨氮污染的原水,研究高锰酸钾、次氯酸钠、高铁酸钾三种氧化剂适宜的投加量、pH值、预氧化时间等参数;针对锰及氨氮复合污染的原水,研究次氯酸钠、高铁酸钾、次氯酸钠联用高铁酸钾三种氧化方式适宜的投加量、pH值、预氧化时间等参数。次氯酸钠与高铁酸钾联用时,考察了投加顺序,铁污染对除锰及氨氮的影响,并设计了正交试验探讨各影响因素对锰及氨氮去除率的影响强弱。比较单独次氯酸钠、单独高铁酸钾、次氯酸钠联用高铁酸钾三种预氧化方式强化混凝处理原水时生成消毒副产物的情况。结果表明,当原水锰污染为1.0 mg/L时,在原水pH值下,1.2 mg/L高锰酸钾预氧化35 min,6 mg/L次氯酸钠预氧化10 min,6 mg/L高铁酸钾预氧化35min,三种预氧化强化混凝处理方式均能使出水锰浓度低于0.1 mg/L。在对应的投加量下,当原水中存在01.5 mg/L的Fe2+时,对三种预氧化强化混凝处理方式除锰能力影响不大,均能使出水锰浓度小于0.1 mg/L。高锰酸钾预氧化强化混凝除锰要根据原水锰浓度来确定投加量,高锰酸钾浓度过低时,出水锰浓度无法达标,过高时,由于锰的反溶,出水锰浓度会再次超标。次氯酸钠与二价锰的反应较缓慢,故需增大次氯酸钠的投加量才能使出水锰浓度降低,当原水受有机污染时,次氯酸钠预氧化易生成消毒副产物,故不推荐使用次氯酸钠预氧化除锰。高铁酸钾预氧化除锰具有效果好,速度快等特点,且高铁酸钾是绿色氧化剂,氧化时不会生成消毒副产物,因此建议使用高铁酸钾预氧化除锰。当原水氨氮污染为0.8 mg/L时,次氯酸钠预氧化能使出水氨氮浓度低于0.5mg/L,但高锰酸钾和高铁酸钾预氧化不能使出水氨氮达标。针对本试验水质,次氯酸钠有效氯适宜投加量为8 mg/L,预氧化510 min,适宜的pH值为78.5。当原水锰和氨氮污染为1.0 mg/L、0.8 mg/L时,在原水pH值下,12 mg/L次氯酸钠预氧化10 min、6 mg/L次氯酸钠联用6 mg/L高铁酸钾预氧化10 min,两种预氧化强化混凝方式均能使出水锰和氨氮达标,但单独高铁酸钾预氧化仅能使出水锰达标,不能使出水氨氮达标。通过正交试验确定联用时影响锰去除率的先后顺序是pH值﹥高铁酸钾投加量﹥次氯酸钠投加量﹥预氧化时间,影响氨氮去除率的先后顺序是次氯酸钠投加量﹥pH值﹥高铁酸钾投加量﹥预氧化时间。联用时最佳反应条件为:pH值为7,次氯酸钠投加量为8 mg/L,高铁酸钾投加量为6mg/L,预氧化时间为5 min,此时锰和氨氮的去除率达到98.0%、45.9%。8 mg/L次氯酸钠联用6 mg/L高铁酸钾预氧化相较于单独12 mg/L次氯酸钠处理,三氯甲烷、三氯乙腈、二氯一溴甲烷的浓度分别降低59.6%、56.7%、53.1%。故次氯酸钠与高铁酸钾联用可以很好地发挥其各自的优势,在同步除锰和氨氮的同时,还可大幅降低消毒副产物的生成量。
二、次氯酸钠在饮用水除铁处理中的作用观察（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、次氯酸钠在饮用水除铁处理中的作用观察（论文提纲范文）
（1）西安市某地下水厂快滤池除污染物现状分析及优化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 地下水资源概述 |
| 1.2 地下水中铁锰氨氮的危害 |
| 1.2.1 地下水中铁锰的危害 |
| 1.2.2 地下水中氨氮的危害 |
| 1.3 地下水中铁锰和氨氮的污染控制技术 |
| 1.3.1 地下水中铁去除技术 |
| 1.3.2 地下水中锰去除技术 |
| 1.3.3 地下水中氨氮去除技术 |
| 1.4 铁锰复合氧化膜催化氧化技术 |
| 1.5 课题的研究背景与主要研究内容 |
| 1.5.1 课题的研究背景 |
| 1.5.2 本研究的主要内容 |
| 1.5.3 研究技术路线 |
| 2.实验材料与方法 |
| 2.1 实验基地概况 |
| 2.2 中试实验装置介绍 |
| 2.3 生产试验装置介绍 |
| 2.4 实验器材及试剂 |
| 2.5 实验方法 |
| 2.5.1 滤池去除污染物的效能及现状研究 |
| 2.5.2 滤池系统优化运行研究 |
| 2.5.3 滤池系统原位改造研究 |
| 3.滤池去除污染物的效能及现状研究 |
| 3.1 砂滤池滤料除铁、锰、氨氮效能评价 |
| 3.1.1 石英砂滤料除铁的效能 |
| 3.1.2 石英砂滤料除锰的效能 |
| 3.1.3 石英砂滤料除氨氮的效能 |
| 3.2 砂滤池滤料结构特性分析 |
| 3.3 炭滤池滤料去除有机物氮磷以及铁锰效能评价 |
| 3.3.1 炭滤池滤料去除氨氮效能 |
| 3.3.2 炭滤池滤料去除锰效能 |
| 3.3.3 炭滤池滤料去除铁效能 |
| 3.3.4 炭滤池滤料去除磷效能 |
| 3.3.5 炭滤池滤料去除有机物效能 |
| 3.4 炭滤池滤料结构特性分析 |
| 3.4.1 活性炭吸附容量分析 |
| 3.4.2 活性炭孔容、孔径分析 |
| 3.5 炭滤池滤料生物特性分析 |
| 3.5.1 灭活对炭滤池滤料去除污染物的效果影响 |
| 3.5.2 微生物数量与种群分析 |
| 3.6 炭滤池滤料藻类数量和种群特征 |
| 3.7 炭滤池内藻类滋生的原因分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 4.运行参数对砂滤池与炭滤池去除污染物中试实验研究 |
| 4.1 不同预氧化方法对氧化膜效果的影响 |
| 4.1.1 曝气充氧预氧化 |
| 4.1.2 高锰酸钾预氧化 |
| 4.1.3 加氯预氧化 |
| 4.2 反冲洗条件对氧化膜去除铁锰氨氮的效能影响 |
| 4.2.1 反冲洗强度对氧化膜的影响 |
| 4.2.2 反冲洗周期对氧化膜的影响 |
| 4.3 反冲洗条件对炭滤料去除铁锰氨氮的效能影响 |
| 4.3.1 滤速对活性炭去除污染物性能影响 |
| 4.3.2 反冲洗强度对活性炭去除污染物性能影响 |
| 4.3.3 反冲洗周期对活性炭去除污染物性能影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5.砂滤池与炭滤池原位生产改造运行研究 |
| 5.1 中试滤柱系统中活性滤料的快速制备 |
| 5.1.1 活性滤料除铁效果 |
| 5.1.2 活性滤料除锰效果 |
| 5.1.3 活性滤料除氨氮效果 |
| 5.2 石英砂滤池中活性滤料的原位制备 |
| 5.2.1 滤池对氨氮的去除效果 |
| 5.2.2 滤池对锰的去除效果 |
| 5.3 砂滤池改造后滤料结构特性分析 |
| 5.3.1 滤料改造前后表面形态变化 |
| 5.3.2 滤料改造前后元素组成变化 |
| 5.3.3 滤料改造前后性质变化 |
| 5.3.4 滤料改造前后分子结构与化学键变化 |
| 5.3.5 滤料改造前后相和结晶度变化 |
| 5.4 活性炭滤池避光改造 |
| 5.4.1 光照对活性炭去除污染物能力影响 |
| 5.4.2 炭滤池改造后藻类数量变化特征 |
| 5.5 本章小结 |
| 6.结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 6.3 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间主要科研成果 |
（2）水源突发污染的某水厂应急供水工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源及研究的背景和意义 |
| 1.1.1 课题的来源 |
| 1.1.2 课题研究的背景 |
| 1.1.3 课题研究的意义 |
| 1.2 国内外地下水除铁锰氨氮研究现状 |
| 1.2.1 地下水除铁锰 |
| 1.2.2 地下水除氨氮 |
| 1.3 地下水混凝工艺研究现状 |
| 1.4 混凝工艺对除锰除氨氮的影响 |
| 1.5 本课题研究的主要内容 |
| 第2章 水厂基本情况介绍与水质分析方法 |
| 2.1 水厂基本情况介绍 |
| 2.1.1 水厂情况 |
| 2.1.2 水厂各构筑物参数 |
| 2.2 水质分析方法 |
| 2.2.1 GC-MS检测方法 |
| 2.2.2 三维荧光检测方法 |
| 2.2.3 排阻色谱检测方法 |
| 2.2.4 扫描电镜与能谱仪检测方法 |
| 2.2.5 高通量测序方法 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 水源水质分析与水厂工艺改造 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 新水源水质分析 |
| 3.2.1 新水源常规水质指标分析 |
| 3.2.2 新水源水的三维荧光分析 |
| 3.2.3 新水源水的GC-MS分析 |
| 3.2.4 新水源水的排阻色谱分析 |
| 3.3 水厂的改造 |
| 3.3.1 采用两级过滤工艺 |
| 3.3.2 新建鼓风曝气塔 |
| 3.3.3 启用混凝工艺的论证 |
| 3.3.4 采用化学氧化法或生物强化工艺 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 混凝工艺对各污染物质的去除效果 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 混凝的小试实验 |
| 4.2.1 混凝剂的选择 |
| 4.2.2 混凝小试实验参数的确定 |
| 4.2.3 混凝药剂的投加量小试实验 |
| 4.2.4 助凝剂的投加量小试实验 |
| 4.2.5 助凝剂的投加时间小试实验 |
| 4.2.6 混凝剂、助凝剂投加量的确定 |
| 4.3 混凝工艺的实际运行情况 |
| 4.3.1 启用混凝工艺后浊度、色度的去除效果 |
| 4.3.2 启用混凝工艺后铁的去除效果 |
| 4.3.3 启用混凝工艺后锰的去除效果 |
| 4.3.4 启用混凝工艺后氨氮的去除效果 |
| 4.3.5 启用混凝工艺后有机物的去除效果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 应急氧化工艺除锰除氨氮的效能 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 化学氧化法小试实验 |
| 5.2.1 化学氧化法原理与实验参数的确定 |
| 5.2.2 高锰酸钾氧化小试实验 |
| 5.2.3 次氯酸钠氧化小试实验 |
| 5.2.4 高锰酸钾与次氯酸钠氧化联用小试实验 |
| 5.3 启用生物强化工艺 |
| 5.3.1 生物强化对锰和氨氮的去除效果 |
| 5.3.2 生物强化后整体工艺的运行效果 |
| 5.4 生物强化后成熟滤料分析 |
| 5.4.1 生物强化后滤料表面结构分析 |
| 5.4.2 滤料表面生物群落结构分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）折流式电化学反应器制备次氯酸钠消毒剂研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 术语和缩略语表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的和内容 |
| 1.3 技术路线 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 农村饮用水消毒现状 |
| 2.2 DSA阳极研究现状 |
| 2.3 次氯酸钠发生器研究现状 |
| 3 实验部分 |
| 3.1 仪器试剂 |
| 3.2 实验装置 |
| 3.3 实验准备 |
| 3.3.1 示踪剂实验 |
| 3.3.2 电极制备 |
| 3.4 分析方法 |
| 3.4.1 电镜扫描 |
| 3.4.2 X射线能谱分析 |
| 3.4.3 循环伏安 |
| 3.4.4 强化电解寿命 |
| 3.4.5 有效氯浓度测定 |
| 4 析氯阳极筛选 |
| 4.1 不同阳极析氯活性考察 |
| 4.2 不同阳极稳定性考察 |
| 4.2.1 不同阳极强化电解寿命 |
| 4.2.2 不同停开频率强化电解寿命 |
| 4.3 不同阳极物理化学性能表征 |
| 4.3.1 表面形貌观察 |
| 4.3.2 涂层元素分析 |
| 4.3.3 循环伏安测试 |
| 4.4 最优阳极选定 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 电化学反应器水力特性 |
| 5.1 停留时间分布函数 |
| 5.2 离散程度 |
| 5.3 累积停留时间分布曲线 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 电化学反应器操作条件优化 |
| 6.1 进水流量 |
| 6.2 电流密度 |
| 6.3 盐水浓度 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 创新点 |
| 作者简介 |
（4）饮用水处理消毒系统技术改造及工程应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 饮用水消毒工艺概述 |
| 1.2.1 氯消毒方法在给水工程上的应用 |
| 1.2.2 二氧化氯消毒工艺在给水工程上的应用 |
| 1.2.3 臭氧消毒技术在给水工程上的应用 |
| 1.2.4 紫外线消毒在给水工程上的应用 |
| 1.3 次氯酸钠的消毒机理及其特性 |
| 1.3.1 次氯酸钠溶液的物理化学性质 |
| 1.3.2 次氯酸钠的消毒原理 |
| 1.3.3 次氯酸钠消毒的特性 |
| 1.3.4 次氯酸钠消毒效果 |
| 1.3.5 次氯酸钠消毒副产物 |
| 1.4 饮用水中的消毒副产物 |
| 1.4.1 消毒副产物的产生 |
| 1.4.2 消毒副产物的种类 |
| 1.5 选题背景及研究内容 |
| 1.5.1 选题背景 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.6 研究方法与实施方案 |
| 第2章 原有氯消毒工艺系统 |
| 2.1 水厂概况 |
| 2.2 处理工艺 |
| 2.3 水厂工艺组成 |
| 2.3.1 取水泵房 |
| 2.3.2 加矾 |
| 2.3.3 反应沉淀 |
| 2.3.4 滤池 |
| 2.3.5 加氯系统 |
| 2.3.6 清水库 |
| 2.3.7 送水泵房 |
| 2.4 液氯消毒系统设备组成 |
| 2.4.1 真空加氯 |
| 2.4.2 氯气投加系统 |
| 2.4.3 液氯吸收装置及氯瓶自动关闭系统 |
| 2.4.4 自动化控制检测系统 |
| 第3章 消毒系统整体技术改造方案 |
| 3.1 次氯酸钠消毒系统工艺流程 |
| 3.2 次氯酸钠消毒系统设计方案比选 |
| 3.2.1 消毒间布置方案 |
| 3.2.2 次氯酸钠储存方式比选 |
| 3.3 次氯酸钠消毒系统设计要点 |
| 3.3.1 消毒间整体设计 |
| 3.3.2 管路投加系统设计 |
| 3.4 次氯酸钠消毒系统设备组成 |
| 3.4.1 储液系统 |
| 3.4.2 提升系统 |
| 3.4.3 投加系统 |
| 3.4.4 管道系统 |
| 3.4.5 仪表系统 |
| 3.4.6 自控系统 |
| 3.5 改造施工、调试情况 |
| 3.5.1 管道铺设情况 |
| 3.5.2 次氯酸钠流量计的安装 |
| 3.5.3 计量泵的调试 |
| 3.5.4 投加调试过程 |
| 3.5.5 调试异常的水质保障 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 消毒系统改造前后运行情况分析 |
| 4.1 消毒系统运行情况 |
| 4.2 进出水水质 |
| 4.3 余氯控制 |
| 4.4 消毒副产物 |
| 4.5 环境风险分析 |
| 4.5.1 液氯消毒系统环境风险分析 |
| 4.5.2 次氯酸钠消毒系统环境风险分析 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 技术改造及应用成效分析 |
| 5.1 工程投资 |
| 5.2 药剂消耗成本分析 |
| 5.3 运行费费用分析 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（5）重力流超滤处理含铁含锰地下水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 地下水资源现状 |
| 1.1.1 地下水资源利用现状 |
| 1.1.2 地下水中铁锰氨氮污染现状及危害 |
| 1.2 除铁锰工艺研究进展 |
| 1.2.1 除铁锰工艺研究进展 |
| 1.2.2 除氨氮工艺研究进展 |
| 1.3 超滤技术研究进展 |
| 1.3.1 超滤技术在饮用水处理领域应用 |
| 1.3.2 超滤技术在饮用水中的优势及局限性 |
| 1.3.3 超滤膜污染及控制策略 |
| 1.4 重力流超滤技术研究现状 |
| 1.4.1 重力流超滤技术原理 |
| 1.4.2 重力流超滤技术应用现状 |
| 1.5 课题的意义及主要研究内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 课题意义 |
| 1.5.3 主要研究内容及技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.1.1 静态实验装置 |
| 2.1.2 重力流超滤装置 |
| 2.1.3 超滤膜性质 |
| 2.1.4 试验用水 |
| 2.2 运行条件 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 常规水质检测项目及方法 |
| 2.3.2 滤饼层结构与组成分析 |
| 2.3.3 超滤膜污染模型分析 |
| 2.3.4 微生物群落结构解析方法 |
| 第3章 GDM系统的快速启动 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 锰氧化物除锰特性研究 |
| 3.3 GDM系统快速启动影响因素 |
| 3.3.1 超滤膜材质对GDM系统启动的影响 |
| 3.3.2 锰氧化物对GDM系统启动影响 |
| 3.4 GDM系统启动过程中对浊度有机物去除效果 |
| 3.4.1 GDM系统对浊度去除效果 |
| 3.4.2 GDM系统对有机物的去除效能 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 GDM系统除铁锰氨氮的效能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 GDM系统对锰的极限去除浓度 |
| 4.2.1 GDM系统除锰的效果 |
| 4.2.2 GDM系统除铁的效果 |
| 4.2.3 GDM系统除氨氮的效果 |
| 4.3 GDM系统对氨氮的极限去除浓度 |
| 4.3.1 GDM系统除氨氮的效果 |
| 4.3.2 GDM系统除铁的效果 |
| 4.3.3 GDM系统除锰的效果 |
| 4.4 除铁锰氨氮机理研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 GDM系统通量稳定机理的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 GDM系统通量稳定性分析 |
| 5.2.1 膜通量稳定性 |
| 5.2.2 膜过滤阻力 |
| 5.2.3 污染模型分析 |
| 5.3 GDM滤饼层结构与组成特性分析 |
| 5.3.1 滤饼层形态结构特性分析 |
| 5.3.2 滤饼层元素分布 |
| 5.3.3 滤饼层生物活性 |
| 5.3.4 滤饼层EPS分析 |
| 5.4 GDM滤饼层中菌群分布 |
| 5.4.1 滤饼层中微生物的多样性与丰富度分析 |
| 5.4.2 滤饼层中微生物群落结构分析 |
| 5.5 GDM通量稳定机理 |
| 5.6 经济效益分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）紫外/氯预处理控制超滤膜污染的效能与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 超滤净水技术 |
| 1.1.1 超滤净水技术的应用 |
| 1.1.2 超滤净水技术的优势与局限 |
| 1.2 超滤膜污染研究 |
| 1.2.1 超滤膜污染的分类 |
| 1.2.2 主要膜污染物质与机制 |
| 1.3 超滤膜污染控制技术 |
| 1.3.1 膜滤运行优化与控制 |
| 1.3.2 膜前预处理 |
| 1.4 氧化与超滤联合净水技术 |
| 1.4.1 水处理中的氧化技术 |
| 1.4.2 氧化与超滤组合净水 |
| 1.4.3 协同氧化与超滤组合净水 |
| 1.5 课题的意义及主要研究内容 |
| 1.5.1 课题的来源与研究意义 |
| 1.5.2 主要研究内容和技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验药剂 |
| 2.1.2 试验用水 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.2.1 紫外/氯氧化-超滤处理装置 |
| 2.2.2 平板超滤膜系统装置 |
| 2.2.3 紫外/氯-粉末炭吸附预处理系统装置 |
| 2.3 检测方法 |
| 2.3.1 常规水质指标的检测 |
| 2.3.2 微量污染物的检测 |
| 2.3.3 消毒副产物生成势测定 |
| 2.3.4 氧化剂浓度与紫外剂量的测定 |
| 2.3.5 溶液Zeta电位的测定 |
| 2.3.6 有机物分子量分布的测定 |
| 2.3.7 膜污染物表面形态观察 |
| 2.3.8 荧光性有机物分析 |
| 2.3.9 膜表面官能团表征 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 膜污染组分分析 |
| 2.4.2 膜污染阻力计算 |
| 2.4.3 复合拟合模型分析 |
| 2.4.4 平行因子分析 |
| 第3章 紫外/氯预氧化控制超滤膜污染的效能与机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 紫外/氯预氧化对膜污染控制的控制效果 |
| 3.2.1 紫外/氯预氧化对跨膜压差的减小与对可逆性的改变 |
| 3.2.2 膜表面污染物的微观形貌分析 |
| 3.3 紫外/氯预氧化对地表水有机物的氧化降解 |
| 3.3.1 对TOC与UV_(254)的去除 |
| 3.3.2 荧光性有机物的去除 |
| 3.3.3 有机物分子量分布的改变 |
| 3.3.4 预氧化对微污染物的去除效果 |
| 3.4 不同膜前氧化预处理经济比较 |
| 3.4.1 投资与运行成本概算比较 |
| 3.4.2 总体成本比较 |
| 3.5 紫外/氯预氧化控制膜污染的机制 |
| 3.5.1 复合拟合模型解析膜污染行为 |
| 3.5.2 预氧化反应过程与膜界面行为 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 紫外/氯/粉末炭吸附预处理控制超滤膜污染的效能与机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 紫外/氯/粉末炭吸附对含EOM水引起的膜污染控制 |
| 4.2.1 对高EOM地表水引起的膜污染控制 |
| 4.2.2 对中EOM地表水引起的膜污染控制 |
| 4.2.3 对低EOM地表水引起的膜污染控制 |
| 4.3 紫外/氯-吸附对含EOM水中有机物的去除 |
| 4.3.1 对TOC和UV_(254)的去除 |
| 4.3.2 荧光性有机物的去除 |
| 4.3.3 含EOM水体中有机物分子量分布的改变 |
| 4.4 紫外/氯/粉末炭吸附对微污染物的控制 |
| 4.4.1 紫外/氯/粉末炭吸附对微囊藻毒素的去除 |
| 4.4.2 紫外/氯/粉末炭吸附对阿特拉津和对氯硝基苯去除 |
| 4.4.3 紫外/氯/粉末炭吸附对典型卤代消毒副产物的控制 |
| 4.5 紫外/氯/粉末炭吸附预处理对膜污染的控制机制 |
| 4.5.1 含EOM原水膜污染行为与进水有机物的关联 |
| 4.5.2 含EOM原水膜污染行为的模型拟合与机制 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 亚铁协同紫外/氯预处理控制超滤膜污染的效能与机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 亚铁协同紫外/氯对天然有机物引起的膜污染控制 |
| 5.2.1 对腐殖酸引起的超滤膜污染的控制 |
| 5.2.2 对牛血清蛋白引起的超滤膜污染的控制 |
| 5.2.3 对海藻酸钠引起的超滤膜污染的控制 |
| 5.2.4 对复合天然有机物引起的超滤膜污染的控制 |
| 5.3 亚铁协同紫外/氯对膜进水中复合有机物的去除 |
| 5.3.1 对TOC和UV_(254)的去除 |
| 5.3.2 荧光性有机物的去除 |
| 5.3.3 复合有机物分子量分布的改变 |
| 5.4 亚铁协同紫外/氯预处理对膜污染的控制机制 |
| 5.4.1 可逆/不可逆膜污染的表征 |
| 5.4.2 亚铁协同紫外/氯预处理反应过程解析 |
| 5.4.3 有机物指标与膜污染的相关性分析 |
| 5.4.4 亚铁协同紫外/氯预处理后膜污染物迁移的机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的论文及其他成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（7）南水北调（邯郸段）水源水预氧化-强化混凝试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国水资源分布及现状 |
| 1.1.2 南水北调中线工程概况 |
| 1.1.3 邯郸水资源概况 |
| 1.2 常规给水处理工艺及其局限性 |
| 1.2.1 常规给水处理工艺 |
| 1.2.2 常规给水处理工艺的局限性 |
| 1.3 强化混凝处理技术及其研究现状 |
| 1.3.1 强化混凝处理技术 |
| 1.3.2 国内外强化混凝技术研究现状 |
| 1.4 化学预氧化处理技术及研究现状 |
| 1.4.1 高锰酸钾预氧化 |
| 1.4.2 次氯酸钠预氧化 |
| 1.4.3 过氧化氢预氧化 |
| 1.5 研究意义 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 研究技术路线 |
| 第2章 试验材料与研究方法 |
| 2.1 试验水质 |
| 2.2 试验药剂及设备 |
| 2.2.1 试验设备 |
| 2.2.2 试验药剂 |
| 2.3 试验检测指标与方法 |
| 2.4 试验方案设计 |
| 2.4.1 静态试验方案 |
| 2.4.2 动态试验方案 |
| 第3章 南水北调水源水强化混凝效能试验研究 |
| 3.1 混凝剂种类及投加量对混凝效果的影响 |
| 3.1.1 对浊度去除效果的影响 |
| 3.1.2 对叶绿素a去除效果的影响 |
| 3.1.3 对UV254 去除效果的影响 |
| 3.1.4 对CODMn去除效果的影响 |
| 3.1.5 对残余铝含量的影响 |
| 3.1.6 对残余铁含量的影响 |
| 3.2 水力参数条件对混凝效果的影响 |
| 3.2.1 混合搅拌速度对混凝效果的影响 |
| 3.2.2 混合搅拌时间对混凝效果的影响 |
| 3.2.3 反应搅拌速度对混凝效果的影响 |
| 3.2.4 反应搅拌时间对混凝效果的影响 |
| 3.2.5 沉淀时间对污染物去除效果的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 南水北调水源水化学预氧化强化混凝试验研究 |
| 4.1 高锰酸钾预氧化强化混凝效能研究 |
| 4.1.1 高锰酸钾投加量对混凝效果的影响 |
| 4.1.2 预氧化反应时间对混凝效果的影响 |
| 4.2 次氯酸钠预氧化强化混凝效能研究 |
| 4.2.1 次氯酸钠投加量对混凝效果的影响 |
| 4.2.2 预氧化时间对混凝效果的影响 |
| 4.3 过氧化氢预氧化强化混凝效能研究 |
| 4.3.1 过氧化氢投加量对混凝效果的影响 |
| 4.3.2 预氧化时间对混凝效果的影响 |
| 4.4 预氧化剂的优选 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 南水北调水源水化学预氧化强化混凝动态试验研究 |
| 5.1 动态试验进水流量的确定 |
| 5.1.1 不同工况下浊度的去除效果 |
| 5.1.2 不同工况下叶绿素a的去除效果 |
| 5.1.3 不同工况下UV254 的去除效果 |
| 5.2 动态工艺稳定运行效果分析 |
| 5.2.1 对浊度的去除效果分析 |
| 5.2.2 对叶绿素a的去除效果分析 |
| 5.2.3 对UV254 的去除效果分析 |
| 5.2.4 对CODMn的去除效果分析 |
| 5.2.5 动态工艺残余铝含量分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（8）再生水中红虫和红线虫产生的原因、灭活方法及去除技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 红虫与红线虫 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 国内外污染情况 |
| 1.3.2 国内外研究情况 |
| 1.3.3 存在的问题 |
| 1.3.4 课题内容 |
| 1.3.5 研究目的与意义 |
| 1.3.6 课题来源 |
| 2 试验材料和方法 |
| 2.1 虫体 |
| 2.2 试验原水水样 |
| 2.3 试验仪器与分析方法 |
| 2.3.1 试验仪器 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 2.4 灭活试验 |
| 2.4.1 常规灭活试验 |
| 2.4.2 强化灭活试验 |
| 2.4.3 虫体过滤试验 |
| 3 红虫与红线虫的生物学特征及预防 |
| 3.1 红虫的生物学特性 |
| 3.1.1 卵 |
| 3.1.2 幼虫 |
| 3.1.3 蛹 |
| 3.1.4 成虫 |
| 3.2 摇蚊幼虫孽生影响因素 |
| 3.2.1 温度对摇蚊生长繁殖的影响 |
| 3.2.2 湿度对摇蚊幼虫繁殖的影响 |
| 3.2.3 光照对摇蚊繁殖的影响 |
| 3.2.4 pH对摇蚊繁殖的影响 |
| 3.2.5 溶解氧对摇蚊繁殖的影响 |
| 3.2.6 水体流速对摇蚊繁殖的影响 |
| 3.3 摇蚊幼虫污染(红虫)的产生与预警预防 |
| 3.3.1 摇蚊幼虫污染的产生 |
| 3.3.2 红虫的预警预防方案 |
| 3.4 红线虫的生物学特性 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 红虫灭活试验研究 |
| 4.1 各氧化剂研究现状 |
| 4.1.1 次氯酸钠 |
| 4.1.2 高锰酸钾 |
| 4.1.3 过氧化氢 |
| 4.1.4 单过硫酸氢钾复合盐 |
| 4.2 红虫灭活试验 |
| 4.2.1 不同投加量下的灭活效果 |
| 4.2.2 不同pH的灭活效果 |
| 4.2.2.1 次氯酸钠在强酸性条件下对红虫的杀灭 |
| 4.2.3 不同接触时间的灭活效果 |
| 4.3 二氧化氯灭活红虫 |
| 4.3.1 二氧化氯 |
| 4.3.2 浓度对灭活效果的影响 |
| 4.3.3 接触时间对红虫灭活的影响 |
| 4.3.4 pH对红虫灭活的影响 |
| 4.3.5 原水灭活试验 |
| 4.3.6 虫体密度对红虫灭活的影响 |
| 4.3.7 红虫的截留去除 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 红线虫的灭活试验研究 |
| 5.1 加药浓度对灭活的影响 |
| 5.2 接触时间对红线虫灭活的影响 |
| 5.3 pH值对红线虫灭活的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（9）高锰酸钾快速启动接触氧化除锰滤池及其处理效能（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 我国地表水水资源现状 |
| 1.1.2 地表水中锰的存在形式 |
| 1.1.3 地表水锰污染现状 |
| 1.1.4 地表水中锰的来源 |
| 1.1.5 地表水锰污染的危害 |
| 1.2 国内外除锰技术 |
| 1.2.1 自然氧化法 |
| 1.2.2 化学氧化法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.2.4 吸附法 |
| 1.2.5 离子交换法 |
| 1.2.6 接触氧化法 |
| 1.3 课题来源及研究意义 |
| 1.3.1 课题来源 |
| 1.3.2 课题研究意义 |
| 1.4 课题研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 课题研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 实验用水水质 |
| 2.1.3 实验药品 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 接触氧化除锰滤池快速启动的影响因素探究 |
| 2.2.2 运行与水质条件对成熟接触氧化滤池除锰效果的影响 |
| 2.2.3 对高锰酸剂投量安全性的探究 |
| 2.3 检测指标与分析方法 |
| 2.3.1 常规指标 |
| 2.3.2 滤料表征与物化分析 |
| 第3章 接触氧化除锰滤池快速启动的影响因素探究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 氧化剂对接触氧化除锰滤池启动的影响 |
| 3.2.1 石英砂自然养成滤柱 |
| 3.2.2 高锰酸钾与次氯酸钠对接触氧化除锰滤池启动的影响 |
| 3.3 硬度对接触氧化除锰滤池启动的影响 |
| 3.3.1 不同硬度条件下启动接触氧化除锰滤池 |
| 3.3.2 滤柱除锰效果对比 |
| 3.4 高锰酸钾投量对接触氧化除锰滤池启动的影响 |
| 3.5 滤料对接触氧化除锰滤池启动的影响 |
| 3.5.1 石英砂快速启动接触氧化除锰滤池 |
| 3.5.2 天然沸石快速启动接触氧化除锰滤池 |
| 3.5.3 改性沸石快速启动接触氧化除锰滤池 |
| 3.5.4 不同滤料除锰效果对比 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 运行及水质条件对成熟接触氧化滤池除锰效果的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 滤速对成熟接触氧化滤池除锰效果的影响 |
| 4.3 硬度对成熟接触氧化滤池除锰效果的影响 |
| 4.4 pH值对成熟接触氧化滤池的除锰效果的影响 |
| 4.4.1 各pH条件下成熟接触氧化滤池的除锰效果 |
| 4.4.2 对比不同pH条件下成熟接触氧化滤池的除锰效果 |
| 4.5 Fe(II)对成熟接触氧化滤池除锰效果的影响 |
| 4.5.1 影响滤料除锰能力的界限Fe(II)浓度 |
| 4.5.2 进水Fe(II)浓度为1.2 mg/L时成熟滤柱的除锰能力 |
| 4.6 氨氮对成熟接触氧化滤池除锰效果的影响 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 高锰酸钾投量探究及滤料形貌表征与物化分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 高锰酸钾投量的探究 |
| 5.2.1 高锰酸钾投量不足时各滤柱出水效果 |
| 5.2.2 高锰酸钾投量过多时各滤柱出水效果 |
| 5.3 滤料形貌表征及物化分析 |
| 5.3.1 滤料表面的扫描电镜表征 |
| 5.3.2 滤料表面的能谱元素分析 |
| 5.3.3 红外光谱分析锰质活性滤膜 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）预氧化强化混凝去除饮用水中锰及氨氮的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 饮用水源中锰及氨氮的污染现状 |
| 1.2 饮用水源中锰及氨氮的存在形式 |
| 1.2.1 饮用水源中锰的存在形式 |
| 1.2.2 饮用水源中氨氮的存在形式 |
| 1.3 饮用水源中锰及氨氮的危害 |
| 1.3.1 饮用水源中锰的危害 |
| 1.3.2 饮用水源中氨氮的危害 |
| 1.4 饮用水源中锰及氨氮的去除技术 |
| 1.4.1 饮用水源中锰的去除 |
| 1.4.2 饮用水源中氨氮的去除 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 创新点 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 试验材料与分析方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验仪器和化学药剂 |
| 2.2.1 试验仪器 |
| 2.2.2 试验试剂 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.4 指标分析方法及检测 |
| 2.4.1 试验指标分析方法 |
| 2.4.2 锰的测定 |
| 2.4.3 铁的测定 |
| 2.4.4 氨氮的测定 |
| 2.4.5 消毒副产物的测定 |
| 第3章 预氧化强化混凝除锰的研究 |
| 3.1 除锰时混凝剂投加量的确定 |
| 3.2 KMnO_4 预氧化强化混凝除锰的研究 |
| 3.2.1 KMnO_4 投加量对锰去除效果的影响 |
| 3.2.2 pH值对KMnO_4 除锰效果的影响 |
| 3.2.3 预氧化时间对KMnO_4 除锰效果的影响 |
| 3.2.4 铁浓度对KMnO_4 除锰效果的影响 |
| 3.2.5 小结 |
| 3.3 NaClO预氧化强化混凝除锰的研究 |
| 3.3.1 NaClO投加量对除锰效果的影响 |
| 3.3.2 pH值对NaClO除锰效果的影响 |
| 3.3.3 预氧化时间对NaClO除锰效果的影响 |
| 3.3.4 铁浓度对NaClO除锰效果的影响 |
| 3.3.5 小结 |
| 3.4 K_2FeO_4 预氧化强化混凝除锰的研究 |
| 3.4.1 K_2FeO_4 投加量对除锰效果的影响 |
| 3.4.2 pH值对K_2FeO_4 除锰效果的影响 |
| 3.4.3 预氧化时间对K_2FeO_4 除锰效果的影响 |
| 3.4.4 铁浓度对K_2FeO_4 除锰效果的影响 |
| 3.4.5 小结 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 预氧化强化混凝除氨氮的研究 |
| 4.1 除氨氮时混凝剂投加量的确定 |
| 4.2 KMnO_4 预氧化强化混凝除氨氮的研究 |
| 4.2.1 KMnO_4 投加量对除氨氮效果的影响 |
| 4.2.2 pH值对KMnO_4 除氨氮效果的影响 |
| 4.2.3 预氧化时间对KMnO_4 除氨氮效果的影响 |
| 4.2.4 小结 |
| 4.3 NaClO预氧化强化混凝除氨氮的研究 |
| 4.3.1 NaClO投加量对除氨氮效果的影响 |
| 4.3.2 pH值对NaClO除氨氮效果的影响 |
| 4.3.3 预氧化时间对NaClO除氨氮效果的影响 |
| 4.3.4 小结 |
| 4.4 K_2FeO_4 预氧化强化混凝除氨氮的研究 |
| 4.4.1 K_2FeO_4 投加量对除氨氮效果的影响 |
| 4.4.2 pH值对K_2FeO_4 除氨氮效果的影响 |
| 4.4.3 预氧化时间对K_2FeO_4 除氨氮效果的影响 |
| 4.4.4 小结 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 预氧化强化混凝同步去除锰及氨氮的研究 |
| 5.1 锰及氨氮复合污染时混凝剂投加量的确定 |
| 5.2 NaClO预氧化强化混凝除锰及氨氮的研究 |
| 5.3 K_2FeO_4 预氧化强化混凝除锰及氨氮的研究 |
| 5.4 NaClO联用K_2FeO_4 预氧化强化混凝除锰及氨氮的研究 |
| 5.4.1 联用时投加量对锰及氨氮去除的影响 |
| 5.4.2 联用时投加顺序对锰及氨氮去除的影响 |
| 5.4.3 联用时pH值对锰及氨氮去除的影响 |
| 5.4.4 联用时预氧化时间对锰及氨氮去除的影响 |
| 5.4.5 联用时铁浓度对锰及氨氮去除的影响 |
| 5.4.6 正交试验及其结果分析 |
| 5.4.7 小结 |
| 5.5 消毒副产物的生成量比较 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 A(攻读学位期间发表的学术论文) |
四、次氯酸钠在饮用水除铁处理中的作用观察（论文参考文献）
- [1]西安市某地下水厂快滤池除污染物现状分析及优化研究[D]. 魏献诚. 西安建筑科技大学, 2021
- [2]水源突发污染的某水厂应急供水工艺研究[D]. 蒋尚峰. 哈尔滨工业大学, 2021
- [3]折流式电化学反应器制备次氯酸钠消毒剂研究[D]. 郭静如. 浙江大学, 2021(09)
- [4]饮用水处理消毒系统技术改造及工程应用研究[D]. 陈可欣. 武汉工程大学, 2020(01)
- [5]重力流超滤处理含铁含锰地下水研究[D]. 黄凯杰. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [6]紫外/氯预处理控制超滤膜污染的效能与机制研究[D]. 邢加建. 哈尔滨工业大学, 2020
- [7]南水北调（邯郸段）水源水预氧化-强化混凝试验研究[D]. 陈伯俭. 河北工程大学, 2020(07)
- [8]再生水中红虫和红线虫产生的原因、灭活方法及去除技术研究[D]. 李进. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [9]高锰酸钾快速启动接触氧化除锰滤池及其处理效能[D]. 孙成超. 哈尔滨工业大学, 2019(02)
- [10]预氧化强化混凝去除饮用水中锰及氨氮的研究[D]. 吴小芳. 湖南大学, 2019(07)