一、氯化混凝法抑制游泳池藻类生长（论文文献综述）
刘焱[1]（2020）在《铁铜双金属复合降解卤代消毒副产物以及CTAC改性活性炭吸附去除卤乙酸类消毒副产物的研究》文中提出为了灭活水中的微生物病原体以防止介水传染病的传播和流行,消毒是饮用水处理工艺必不可少的一个重要环节,并广泛用于污水、游泳池水等水处理过程。然而,消毒剂会与水体中的有机物反应生成许多具有毒性效应的消毒副产物（DBPs）。因此,DBPs的生成控制和去除对降低人体暴露风险及受纳水体中不良生态效应具有重要意义。需要注意的是,不同的DBP控制手段对不同类型的DBPs控制效率可能存在较大差异。因此,明晰不同DBPs控制手段对不同类别DBPs的控制特征能更好地建立有针对性的控制手段。基于此,本研究探究了两种方法（1）铁铜双金属复合降解和（2）十六烷基三甲基氯化铵改性活性炭吸附分别对卤代消毒副产物（含新兴芳香族）整体水平及受控卤乙酸类消毒副产物的去除效果及影响因素。针对第一种方法,首先探究了铁铜双金属复合对典型新兴芳香族DBP三溴苯酚的脱卤降解效果及影响因素。结果表明铁铜复合较单独零价铁去除效果显着提高,Fe/Cu摩尔比1:1时对三溴苯酚的去除率可达85%;较低的p H和较高的温度条件下有利于Fe/Cu对三溴苯酚的降解。其次,通过Fe/Cu对消毒后模拟饮用水中卤代DBPs的整体去除效果的研究,表明绝大多数卤代DBPs可通过还原脱卤显着降解（TOI、TOBr和TOCl去除率分别可达90%、93%和50%）,且毒性预测数据显示绝大多数降解产物较其前体物呈现更低的发育毒性和生长抑制毒性。最后,比较了铁铜双金属复合对不同的DBPs去除速率的差异,并根据表观速率常数建立了相应的定量构效关系模型。该模型显示在Fe/Cu作用下,DBPs的降解速率与其理化结构性质（偶极矩及最低未占据分子轨道能）密切相关。此外该模型还能预测更多结构类似的DBPs经Fe/Cu还原降解的速率。针对第二种方法首先将CTAC成功荷载到活性炭表面制得改性活性炭,并探究其高效吸附溴乙酸的可行性及相关影响因素。结果表明改性活性炭较未改性活性炭对溴乙酸的去除效果显着上升（去除率从44%提高到84%）,该提升效果主要是由于CTAC与溴乙酸根离子之间的静电引力作用导致的;弱酸性条件和较高的环境温度条件下更有利于改性活性炭高效吸附溴乙酸。不仅如此,相比于普通活性炭,CTAC改性活性炭对其他5种HAAs的去除率也有显着的提升（特别是DBAA,去除率可达>99%）。其对6种HAAs去除率的排列顺序为DBAA>BCAA>DCAA>MBAA>MIAA>MCAA,并且6种HAAs的去除增长率和自身p Ka值存在一定的相关性。以上结果有利于认识不同DBPs去除方法对DBPs的去除效果及影响因素,从而为控制DBPs整体生成水平和毒性效应提供理论依据和技术指导。
蔡世恒[2]（2019）在《新型复合材料制备及处理含氟含砷酸性废水工艺的实验研究》文中认为本论文对含氟含砷酸性废水（总砷2373mg/L,三价砷1431mg/L,氟487mg/L）进行研究。三价砷的毒性、溶解性都远大于五价砷,在去除三价砷时通常需要将三价砷预氧化为五价砷,根据此开发“包裹改性高铁酸钾联合稳定剂预氧化工艺+沉淀絮凝工艺”。在包裹制备阶段,筛选出乙基纤维素作为高铁酸钾包裹材料,探究最佳芯材与壁材比使得包裹改性高铁酸钾氧化去除As（Ⅲ）性能提升最佳;在氧化去除阶段,用该包裹改性高铁酸钾联合稳定剂对三价砷进行氧化处理;在沉淀絮凝阶段,用“铁盐共沉淀+絮凝沉淀”二段工艺对砷、氟进行处理,使出水水质稳定达到GB 25467-2010《铜、钴、镍工业污染物排放标准》的要求。本论文主要探讨了:（1）乙基纤维素和切片石蜡作为初选包覆剂,分别用蒸发析出法和悬浮搅拌冷凝法对K2Fe04进行包覆。在芯材与壁材比为1:2,包裹率最佳条件下制得乙基纤维素包裹品和石蜡包裹品,对其释缓率和氧化除三价砷的能力进行对比,乙基纤维素包裹品释缓率和氧化去除三价砷效率分别为96.23%和86.24%均高于石蜡包裹品释缓率和氧化三价砷的79.12%和63.61%,最终选用乙基纤维素作为高铁酸钾的包覆壁材。（2）把乙基纤维素作为壁材,考察芯材与壁材比对包裹改性高铁酸钾氧化As（Ⅲ）去除影响,筛选得出氧化As（Ⅲ）能力最佳的芯材与壁材比1:2.5,在p H=5时,该包裹改性K2Fe04氧化As（Ⅲ）去除率为86.24%比未包裹K2Fe04氧化As（Ⅲ）去除率63.61%提高6.7%。根据粒度、IR、SEM检测表明,乙基纤维素包裹在高铁酸钾表面,并未破坏高铁酸钾活性成分,同时制备出的包裹改性高铁酸钾表面有一定空隙结构满足高铁酸钾从中缓慢释放的条件。其在水中的释缓趋势符合In（1-Mt/M∞）=-Kt一级动力学模型。（3）选用芯材与壁材比1:2.5包裹改性高铁酸钾,在M（包裹改性高铁酸钾,量按其中所含高铁酸钾计）/M（As（Ⅲ））为1:1时,考察p H对包裹改性高铁酸钾和高铁酸钾氧化去除三价砷的影响,在p H=4时,包裹改性高铁酸钾氧化去除三价砷效率获得最高值84.3%,在p H=5时,未包裹高铁酸钾氧化去除三价砷效率获得最高值75.2%,说明包裹改性高铁酸钾氧化As（Ⅲ）效果更好,同时去除率峰值向左偏移,在偏酸性条件下亦有较好氧化去除率。在M（包裹改性高铁酸钾,量按其中所含高铁酸钾计）/M（As（Ⅲ））为1:1,p H=5,温度为25℃时,考察硅酸钠稳定剂投加对包裹改性高铁酸钾氧化去除As（Ⅲ）的影响,在稳定剂投加量为0.05mol/L时,包裹改性高铁酸钾氧化去除As（Ⅲ）效率为95.2%比未添加稳定剂时的84.3%高出10.9%。通过正交实验得在p H=4,M（包裹改性高铁酸钾,量按其中所含高铁酸钾计）/M（As（Ⅲ））=1.2:1,稳定剂=0.05mol/L,废水中的As（Ⅲ）可由1431 mg/L降为2.86 mg/L。（4）对预氧化后含氟含砷尾酸,采用“铁盐共沉淀+絮凝沉淀”两段处理的方式,第一段加入12.0g/L聚合硫酸铁,控制p H=6.0;二段处理加入0.8g/L聚合硫酸铁,控制p H=6.0,最后投入3mg/L的PAM和0.3g/L的PAC。经处理后,含氟含砷尾酸中的氟离子浓度降至9.63mg/L、砷离子浓度降至0.3mg/L,出水水质稳定达到GB 25467-2010《铜、钴、镍工业污染物排放标准》的要求。
仲鑫[3]（2017）在《东太湖水源水臭氧化过程中羰基化合物的生成与转化机制》文中提出羰基化合物是臭氧化主要的中间产物,但由于缺少相应的检测方法及相关标准的规定,同时与阈值较低的土溴素、2-甲基异莰醇相比,嗅味并不显着。基于与此,羰基化合物未能引起相关部门以及人们的广泛关注。此外,羰基化合物还能够引发输配水系统中微生物再生,且本身具有一定的致癌、致突变性。为了明确羰基化合物的主要来源、转化机制及其控制途径,本文以东太湖地区水源采用臭氧化处理工艺为依托,考察臭氧化处理工艺羰基化合物的种类、含量及其季节变化等分布特征。通过溶解性有机物表征分析间接确定羰基化合物前体物质。在此基础上,不但可以明确羰基化合物的生成与转化机制,还对饮用水处理厂控制和去除羰基化合物具有一定的参考价值。由于羰基化合物中芳香类有机酸没有规定的检测方法,但芳香类有机酸是染料厂、药剂厂、食品厂、化妆品厂和造纸厂等的原材料或作为排放物广泛存在于地表水体环境中。在河流中均检测出苯甲酸、1,2-邻苯二甲酸、3-羟基苯甲酸、硝基苯甲酸等的存在。利用双层固相萃取-超高效液相色谱法测定水中芳香类有机酸,具体包括富马酸、原儿茶酸、3-羟基苯甲酸、1,2-邻苯二甲酸、o-硝基苯甲酸、m-硝基苯甲酸、p-硝基苯甲酸、苯甲酸和间甲基苯甲酸。该方法对原儿茶酸回收率较低为79%,在可接受范围内,对其他有机酸回收率为85.7%102.8%。该检测方法精密度,RSD为0.265.1%。在固相萃取-超高效液相色谱检测方法基础上,考察同水源地两个平行水处理厂（常规处理和臭氧化处理）羰基化合物的分布特征。由于季节变化,东太湖地区水源检出710种羰基化合物。其中,甲醛2.9843.66μg/l、乙醛1.3316.87μg/l、乙二醛1.08217.18μg/l和甲基乙二醛15.6168.79μg/l为主要醛类化合物。乙酸、富马酸、苯甲酸、3-羟基苯甲酸、原儿茶酸和1,2-邻苯二甲酸,有机羧酸总浓度为243.79744.14μg/l。源水中羰基化合物含量随季节变化而变化。通常,在温暖的季节羰基化合物浓度应较低,但检测结果显示浓度较高。因此,除与温度有关外,其他环境和气象因素,如干旱、降雨的频率及强度、光照的时长及强度都可能影响着地表水中羰基化合物的浓度。与源水中含有的羰基化合物相比,臭氧化处理工艺单元出水中羰基化合物种类较多（15种）,且原本源水中含有的羰基化合物浓度有一定地提高。臭氧化对羰基化合物具有相似地氧化作用,这一作用与季节变化无关。此外,经臭氧化处理导致了甲酸、草酸、乙二醛、丁烯醛和3-羟基苯甲酸等含氧官能团有机物的生成。混凝沉淀-砂滤和炭滤过程能够有效地去除羰基化合物。在最后氯消毒过程中,小分子醛酸的浓度有一定地提高,而芳香类有机酸浓度基本保持不变。通过三维荧光表征分析水溶解性有机物,发现在砂滤后出水中仍存在一定量的富里酸。表明小分子天然有机物,经常规的混凝沉淀-砂滤工艺难以完全去除。在后续处理工艺中,富里酸与氧化剂作用生成羰基化合物,或在消毒过程中成为消毒副产物前驱物。由此确定,在实际生产过程中,富里酸是羰基化合物生成的主要来源。富里酸经臭氧氧化生成芳香类有机酸和小分羰基化合物,主要有原儿茶酸、3-羟基苯甲酸、苯甲酸、1,2-邻苯二甲酸、富马酸、丙二酸、甲酸、乙酸、甲醛、乙二醛、甲基乙二醛等,且生成量随臭氧接触时间、投加量、溶液pH的变化,生成趋势发生一定量的变化。芳香类有机酸可以进一步被氧化开环生成小分羰基化合物。芳香类有机酸与臭氧的反应速率主要由化学结构所决定。若苯环上连有供电子基团,则反应速率较快;若含有吸电子基团,则反应速率较慢。因此,原儿茶酸和3-羟基苯甲酸含量较低,甚至不易检测到。此外,丁烯醛可能是苯氧化开环的直接产物,但由于醛化学性质活泼,易被氧化成相应的羧酸—富马酸,所以丁烯醛不易被检测到,而检测到大量的富马酸生成。此外,与臭氧单独作用富里酸相比,O3/UV、O3/H2O2联合作用富里酸生成羰基化合物的种类及生成量较少。O3/UV、O3/H2O2提高了溶液中·OH的浓度,使得反应系统选择性降低、矿化能力提高,加快反应速率,能够从根本上控制羰基化合物浓度。因此,在实际水处理过程应采用高级氧化技术控制去除羰基化合物。羰基化合物生成与转化的机制:富里酸在臭氧和羟基自由基共同氧化作用下,发生亲电反应、Criegee机制、去氢反应、脱羧基等一系列反应,脱落生成芳香类有机酸。臭氧氧化芳香类有机酸反应过程可能包含三个阶段。第一阶段,芳香类有机酸羟基化;第二阶段,氧化开环羟基化产物,伴有不饱和羰基化合物生成;第三阶段,小分子醛、羧酸生成。至于矿化过程,是小分子醛、羧酸进一步被氧化成水和二氧化碳。臭氧与芳香类有机酸反应过程,主要取决于苯环上的官能团是给电子基团/吸电子基团的作用。随后在次氯酸钠的作用下,发生水解、烯醇化、取代、氧化、脱羧等一系列反应,小分羰基化合物转化生成消毒副产物。
郭一舟[4]（2016）在《基于硫酸根自由基高级氧化技术处理染料废水效能及机理研究》文中提出染料废水的色度高、成分复杂、处理难度大,造成严重的水环境污染,同时已严重限制我国印染业的发展。本论文以染料活性艳红X-3B为主要实验对象,研究采用Fe（0）活化亚硫酸盐产生硫酸根自由基的高级氧化技术降解活性艳红X-3B,考察了超声与模拟太阳光两种方式分别对亚硫酸盐活化的促进效果,深入的研究了Fe（Ⅲ）/亚硫酸盐／过硫酸盐体系降解X-3B的机理和实验效果,为亚硫酸盐在高级氧化技术中的应用提供理论支持。在此基础上研究采用钢渣代替金属离子,对比研究了模拟太阳光作用下分别活化亚硫酸盐与过硫酸盐降解X-3B和实际染料废水的机理和效果,为染料废水的处理提供一种可行的技术方法,实现“以废治废”的治理目标。具体研究的主要内容和结果如下：（1）采用Fe（0）在近中性条件下对亚硫酸盐进行活化,以活性艳红X-3B为底物,考察了投加量、pH、溶解氧、卤素离子等因素对Fe（0）/亚硫酸盐体系降解X-3B效果的影响,并进一步讨论了该体系降解X-3B的反应机理。结果表明：Fe（0）/亚硫酸盐体系对X-3B的降解效果可达77.4%,且投药量的最佳摩尔比为0.5：1.0：由于溶液中S（Ⅳ）的浓度在初始pH为4-6时达到最大值,Fe（0）/亚硫酸盐体系在该范围内对X-3B的降解效果最好：S03·-需要与溶解氧反应才可生成S05·-,进而生成硫酸根自由基（SO4·-）,因而溶解氧是该体系重要的影响因素：溶液中的卤素离子对该体系降解X-3B具有抑制作用,其抑制效果按从大到小依次为：I->Br->Cl-。通过投加抑制剂确认SO4·-（74.5%）是X-3B降解的主要原因,而HO·和SO5·-分别仅有15.3%和10.2%的作用效果。（2）采用超声和模拟太阳光分别对Fe（0）/亚硫酸盐体系的进行强化,通过投药量、初始pH、反应温度、溶解氧等影响因素对两种强化方法进行比较研究；并考察了两种促进方法对Fe（0）/亚硫酸盐体系自由基分布和TOC降解效果的影响。结果表明：超声的促进效果在pH≥5时强于模拟太阳光；而在pH<4的环境下,模拟太阳光的强化效果优于超声作用；两种强化方式的作用效果均随着反应温度的升高而增强,且超声强化Fe（0）/亚硫酸盐体系降解X-3B所需的活化能（106.04kJ mol-1）大于模拟太阳光强化（90.23kJ mol-1）。根据抑制实验发现超声和模拟太阳光均可以促进Fe（0）/亚硫酸盐体系内羟基自由基（HO·）的生成,提高TOC的降解效果。（3）开发Fe（Ⅲ）/亚硫酸盐/过硫酸盐体系降解染料废水,考察了该体系中各个物质的投加量、初始pH值和溶解氧对该体系降解X-3B效果的影响,并进一步考察了该体系对实际废水的处理效果。结果表明：Fe（Ⅲ）/亚硫酸盐/过硫酸盐体系的最佳摩尔投药比为0.1：1：2。在初始pH为3～6时,SO4·-的稳态浓度大小随着反应的进行不断趋于相同,使该范围内X-3B的降解效果相近。同时验证了Fe（Ⅲ）/亚硫酸盐/过硫酸盐体系的降解X-3B两个途径：1)Fe（Ⅲ）通过与溶液中的HSO3-结合生成FeSO3+,并在O2作用下经过一系列反应最终生成强氧化性的SO4·-和HO·；2)FeSO3+分解所产生的Fe（Ⅱ）活化溶液中的PS产生SO4·-和HO·。Fe（Ⅲ）/亚硫酸盐/过硫酸盐体系不仅对TOC有较好的降解效果,对实际染料废水也取得了较好的脱色效果。（4）在模拟太阳光辐照下采用钢渣分别活化亚硫酸盐和过硫酸盐,对比研究两种体系降解X-3B和实际染料废水的效能。结果表明：在模拟太阳光条件下,钢渣/亚硫酸盐体系降解X-3B的效果（78.2%）与钢渣/过硫酸盐体系（79.4%）相近。但钢渣/过硫酸盐在运行过程中,钢渣表面会形成钝化膜,从而严重影响钢渣的重复利用效果,产生较多的污泥；钢渣/亚硫酸体系在运行时,铁离子与S（Ⅳ）反应结合附着在钢渣表面,可有效避免钝化反应和铁离子流失,使其重复利用性较好。在实际染料废水处理的序批式实验中,钢渣/亚硫酸盐/模拟太阳光体系的脱色效果要强于钢渣/过硫酸盐体系/模拟太阳光体系,同时前者能够有效的去除染料废水中的COD,提高实际废水的可生化性。因此,模拟太阳光/钢渣/亚硫酸盐体系在实际染料废水处理工程中具有更显着的应用前景。
姜博[5]（2013）在《硅藻土强化A2/O工艺处理城市污水的试验研究》文中进行了进一步梳理随着社会经济发展，城市化水平显着加快，人民生活水平不断提高，对水环境的要求也愈来愈高。然而目前国内水环境污染形势依然严峻，相当部分城市污水处理仅仅能达到二级标准。已经远远不适应形势发展需要。因此全国范围内的污水处理厂升级改造正在全面展开。研究经济、合理、方便、可靠的升级改造技术是当务之急，也是时代发展的需要。硅藻土近几年在活性污泥法污水处理改良中已有所应用，但其尚未形成规模，机理也在进一步探讨之中。鉴于此，针对河北某省辖市A2/O工艺升级改造的实际情况，进行了采用硅藻土强化A2/O工艺进行实验研究。本次研究以河北某大学的生活污水作为研究对象，采用硅藻土强化A2/O工艺对其进行处理研究。实验分为三个部分：第一部分为A2/O工艺调试阶段，此阶段主要是通过A2/O工艺试验装置来模拟污水处理厂中A2/O工艺的运行情况，并调整A2/O试验装置的各项指标参数，使其达到最佳运行工况。第二部分为烧杯实验，此阶段通过烧杯实验来确定硅藻土的最佳投药浓度和投药条件。第三部分为硅藻土强化阶段，在第二部分确定的最佳投药条件下向正常运行的A2/O工艺试验装置中投加硅藻土；并调节硅藻土的投加量监测其运行情况和处理效果，确定最佳投放工况。通过试验确定A2/O工艺的最佳运行参数为：DO控制在2mg/L3mg/L之间，水力停留时间HRT为8h，将混合液回流比定为250%，污泥回流比为70%。向正常运行的A2/O工艺中投加硅藻土能够提升其出水水质，硅藻土的投加量对于处理工艺的出水水质影响不大。当硅藻土投加量为25mg/L时，处理工艺出水水质较其他投加量时好且稳定，因此确定硅藻土最适投加量为25mg/L为。在最佳投放工况下，工艺对CODcr、NH4+-N和TP三个指标的去除率分别为90.3%、82%和92.2%，出水水质各项指标均达到了城镇污水处理厂污染物排放一级A标准。研究发现，经过硅藻土强化的A2/O工艺出水水质明显提高，对于水中各项污染物的处理效果较为明显，并且无需增设处理构筑物，节省资源与资金，对环境污染小，适宜用于城镇污水处理厂的升级改造中。
陈芳[6]（2012）在《臭氧预氧化复合硅藻土与PAC混凝处理含藻微污染原水的研究》文中研究表明近年来，蓝藻水华的频繁爆发，严重影响了人们的用水安全。常规水处理工艺对高藻水处理效果不佳，除藻及去有机物达不到满意的效果。因此，寻求一种安全又高效去除原水中藻类及其他污染物的方法有着重要的意义。本课题采用臭氧预氧化联合硅藻土与聚合氯化铝（PAC）混凝处理含藻微污染原水，研究了预臭氧对水华鱼腥藻活性的影响，对比了联合工艺与臭氧预氧化下投加PAC混凝对水华鱼腥藻和有机物的去除效果，探讨了各种因素对联合工艺的影响，考察了不同混凝条件及臭氧投加量对不同分子量有机物的去除情况。主要研究内容和结果如下：（1）研究臭氧预氧化对水华鱼腥藻活性的影响，结果表明，臭氧可抑制水华鱼腥藻的活性，臭氧投加量在1.0mg/L时，可抑制水华鱼腥藻活性达8d之久，满足了给水处理所需的时间；臭氧投加量在3.0mg/L时，可氧化杀死水华鱼腥藻，同时藻细胞完全破裂，向水体释放藻毒素。（2）研究臭氧预氧化联合硅藻土与PAC混凝处理含藻微污染原水的可行性。结果表明，联合工艺可以有效地去除水华鱼腥藻和有机物，其除藻和去除有机物效果明显优于单加PAC和臭氧联合PAC，大大减少了除藻和去除有机物所需的混凝剂剂量，最高节省了58%左右的PAC剂量。其最佳复配条件为：臭氧、硅藻土和PAC投加量分别为1.0mg/L、0.4g/L和2.5mg/L，此时，Chl-a、浊度、TOC和UV254去除率分别为96.05%，90.57%，27.59%和50%。（3）考察温度、pH值、投加顺序、预氧化时间对联合工艺混凝去除水华鱼腥藻和有机物的影响。研究发现，除了投加顺序较大程度影响了除藻及去除有机物效果外，联合工艺对其他影响因素敏感性小，体现了优越的除藻及去除有机物性能。实际应用时，硅藻土应先于混凝剂投加。（4）分子量分级实验结果表明：珠江原水中的有机物以小于1kDa的小分子有机物为主，占总TOC的42.35%；硅藻土对不同分子量有机物的去除均有不同程度的增效作用，主要去除大分子有机物；低剂量臭氧将部分小分子有机物完全氧化，提高了有机物的去除率，高剂量臭氧将部分大分子有机物转化成小分子有机物，使小分子有机物比例增加，导致总TOC增加。
王相文[7]（2012）在《饮用水处理臭氧—混凝交互作用研究》文中研究指明随着工农业生产急速发展,环境污染问题日趋严重,水质标准不断严格化,传统水处理工艺已经不能满足人们对水质安全的要求。传统水处理工艺是由混凝、沉淀、过滤和消毒工艺共同组成的,为满足目前的水质标准要求,越来越多的水厂采用臭氧预氧化技术处理饮用水。臭氧可以去除水中色度和嗅味,还可改变有机物的性质,使之容易在后续处理中得到去除,但臭氧预氧化对混凝作用的影响说法不一。本文研究了臭氧预氧化、强化混凝和臭氧-混凝联用对水体污染物去除的影响。以模拟天然水体和化工废水为研究对象,使用不同碱化度的聚合氯化铝（PACl）和聚合氯化铁（PFC）作为混凝剂,采用静态烧杯实验和动态模拟实验相结合的方法,通过对出水水质指标检测,有机物GC-MS分析,比较了不同工艺对水体的处理效果,研究了臭氧预氧化与强化混凝作用的相互影响关系,初步探讨了臭氧-混凝联用去除水体有机污染物的作用机理。总结得出以下结论：（1）对模拟天然水体进行臭氧化处理后,采用不同碱化度PACl和PFC对臭氧化水体进行混凝作用,在混凝剂剂量相近的作用范围内,PACl （B=0）作用的水体较PACl（B=2）作用的水体,浊度去除率高出4.47%,UV254去除率高出31.89%；PFC（B=0）作用的水体较PFC（B=2）作用的水体,浊度去除率高出24.34%,UV254去除率高出12.11%,两种混凝剂作用下,藻类都可以完全去除,Chl-a的去除率皆在95%以上。可知碱化度（B=0）的混凝剂,其作用效果优于碱化度（B=2）的混凝剂。（2）单独臭氧化与单独混凝作用处理过的水样,其浊度和DOC的去除率均低于臭氧预氧化后,再进行混凝处理过的水样。臭氧预氧化后进行混凝处理的水样,当臭氧浓度为3mg·L-1,混凝剂剂量为3mg·L-1时,浊度降到最低值0.736NTU, DOC的浓度下降到最低值0.9mg·L-1,其浊度和DOC的去除率均高于臭氧浓度为1mg·L-1,混凝剂剂量为3mg·L-’时作用过的水样。说明,经过臭氧预氧化,再进行混凝对于水样浊度和DOC去除作用效果显着。（3）应用臭氧预氧化、强化混凝和臭氧混凝联用工艺处理模拟化工废水,通过出水GC-MS检测,可知原水以苯系物,醇类和酯类物质居多,还包含一些烷烃、醇类和酸类物质。臭氧预氧化处理过的水样,苯系物、烷烃类、醇类、酯类物质均未检出；强化混凝处理过的水样中,检出了绝大部分有机物；臭氧=混凝联用处理后,其有机物种类发生显着变化,仅检出部分醇类、酯类物质。说明臭氧-混凝联用处理对模拟化工废水中的绝大部分有机物的去除效果显着,明显优于单独混凝、臭氧氧化作用。（4）臭氧强氧化作用表现在对水中难降解有机物长链的破坏,使之分解为分子量较小的有机物,这些有机物可促进混凝作用的进一步进行,主要表现在以下方面：一是臭氧会破坏有机物中的基团,降低有机物的表面电荷密度,并减少有机物与铁、铝离子的络合；二是臭氧在分解过程中形成的带正电荷中间产物也可以起到中和有机物表面电荷的作用。后续的混凝过程中,大分子有机物通过絮凝剂的吸附沉淀得以去除,而一些分子量较低的溶解性有机物则被氧化降解,从而使复杂有机物进一步减少。
李超[8]（2012）在《强化混凝—接触氧化工艺处理农村生活污水的试验研究》文中研究表明新农村建设全面深入地改变了我国农村的面貌,经济飞速发展,城镇化进程不断扩大。在农村发展的同时,人口的快速集中,生活用水量不断增加也导致生活污水排放量的不断增加,水资源短缺和水环境污染问题日益严重。因此,农村生活污水问题已经成为影响新农村建设成败的关键问题,是相关政府部门、专家学者及社会大众关注的焦点问题。相对于城镇生活污水,农村生活污水具有分布散、污染物浓度相对较高、水量差异大等特点,因此不能按照常规城镇管网规划思路进行农村排水设施的建设,同时农村生活污水的排放量和污水水质也与当地经济生活水平和生活习惯密切相关,排放间歇明显,水质、水量波动大。针对农村污水的以上特点,比较分析了沼气池技术、人工湿地技术、稳定塘技术、生态技术、小型一体化处理等适宜在农村应用的污水综合处理技术的优缺点,最终确定以硅藻土复配剂为混凝剂的强化混凝——接触氧化小型一体化技术来处理农村生活污水,并在实验室进行小试试验。希望为实现农村生活污水的低成本收集和资源化利用农村水环境改善提供借鉴。试验分为两个部分,第一部分,以硅藻土为主要原料与另外三种常用混凝剂复配,通过试验效果分析确定复配的最佳比例、投加量、搅拌时间和最佳pH值等参数和去除效果;第二部分,硅藻土复配剂混凝池与生物接触氧化柱组合联动试验,首先,采用生活污水为进水,对生物接触氧化微生物进行培养及填料挂膜,并进行必要的生物相检测和水质监测,生物接触氧化柱启动及挂膜成功后,与混凝搅拌池连接,进水改为沉淀池后出水。通过试验研究得出硅藻土复配剂的最佳配比,通过正交试验确定最佳工艺参数为:聚合氯化铝:硅藻土（质量比）=1:11,投加量25mg/L,搅拌速度300r/min快速搅拌,慢速搅拌70r/min,其中快速搅拌2min慢速搅拌10min,pH为7-7.5。通过正交试验确定对混凝效果的影响因素为pH>投加量>搅拌时间,pH对于混凝效果的影响作用十分明显。一级二级反应联动运行期间,一级反应以最佳工艺参数运行,试验确定出了反应器的最优工艺参数为:二级生物接触氧化系统水力停留时间为4h;溶解氧浓度控制在23mg/L。在最佳工艺参数条件下,反应器对COD、NH4+-N、及浊度的平均去除率分别为85.83%、20.97%、及94.66%。试验研究表明,强化混凝—接触氧化法处理农村生活污水可以实现对CODcr、NH4+-N和浊度的有效去除,且该工艺的运行方式与农村居民的生活习惯基本一致,并具有占地面积小、操作简单、抗冲击负荷能力强、处理出水水质稳定等优点,该工艺应用于农村生活污水处理是可行的。
李静[9]（2012）在《氢氧化镁改性硅藻土吸附染料特性研究》文中研究指明本文根据天然硅藻土矿物可有效改造的结构特征，通过活化、引入第二组分对天然硅藻土进行改性，研究其对染料溶液的脱色效果。主要研究成果如下：1.考察硅藻土热活化条件后，以MgCl2、NaOH及活化硅藻土为起始原料，采用固相研磨法获得氢氧化镁改性硅藻土。利用XRD、SEM、液氮吸附脱附法及EDX等手段对改性前后的硅藻土进行表征。2.用制得的改性硅藻土做吸附剂，以紫外吸收为检测手段研究了其对酸性品红，活性元红和阳离子染料亚甲基蓝的吸附行为。考察了吸附剂用量、吸附时间、吸附温度、pH和NaCl浓度对吸附脱色率的影响。结果表明：对于30mg/L的酸性品红溶液，当改性硅藻土投加量为6g/L，吸附时间为1h，溶液pH为6.0，吸附温度为25℃，NaCl浓度为1.2mol/L时，脱色率可达95%。对于活性元红溶液，当改性硅藻土投加量为4g/L，吸附时间为1h，溶液pH为6.0，吸附温度为35℃，NaCl浓度为4mol/L时，脱色率可达97%。3.用Langmuir、Freundlieh等温线模型对改性硅藻土吸附剂吸附染料吸附的实验数据进行拟合。结果显示，对于酸性品红溶液，硅藻土基吸附剂对染料的吸附等温线更符合Freundlich等温线模型；对于活性元红溶液，改性硅藻土吸附剂对染料的吸附等温线更符合Langmuir等温线模型。吸附过程是一个放热的物理吸附过程。4.研究了改性硅藻土的染料吸附动力学模型。结果显示，对染料的吸附过程更符合二级动力学模型。影响吸附速率的因素有两个，可能是染料的浓度和吸附剂性能，或是染料浓度的平方。
许小洁[10]（2011）在《联合硅藻土与聚合氯化铝（PAC）强化混凝处理含藻微污染原水的研究》文中认为水源地藻华的爆发影响给水处理工艺的正常运行,严重威胁到饮用水安全。水厂传统常规处理工艺无法满足除藻要求,目前亟须寻求一种安全、经济、高效的去除水源中藻类的处理方法。本课题采用硅藻土与聚合氯化铝（PAC）强化混凝处理含藻微污染原水,对比了强化混凝与单独投加PAC混凝对水华优势藻铜绿微囊藻的去除效果,从絮体性质的角度分析其除藻性能,掌握实现除藻的Zeta电位控制区间,研究各种因素对联合工艺的影响,并考察联合工艺对含藻微污染原水中藻类、有机物及重金属的去除情况。主要研究内容和结果如下:（1）研究联合硅藻土与PAC强化混凝处理水华优势藻铜绿微囊藻的可行性。结果表明,硅藻土的投加对于PAC混凝除藻具有优越的助凝效果,除藻效率显着提高,大大减少了除藻所需的混凝剂剂量,最高节省了50 %左右的PAC投加量。对絮体性质的分析结果显示,硅藻土可以显着增加絮体的密实性,增大絮体密度,提高其沉降能力,使沉淀后的絮体不再起伏,从而达到将其从水中有效分离的目的。将絮体Zeta电位的操作范围控制在-14.4 3.53 mV之间,即可达到95 %以上的除藻效率。（2）考察温度、pH值、投加顺序、预氧化技术、原水中污染物以及胞外有机物对联合硅藻土与PAC强化混凝去除水华优势藻铜绿微囊藻的影响。研究发现,除了投加顺序很大程度影响了除藻效果外,联合工艺对其他影响因素敏感性小,体现了优越的除藻性能。（3）联合硅藻土与聚合氯化铝PAC强化混凝对原水中藻类、溶解性有机物以及重金属离子等都具有去除效果。硅藻土的投加可以有效地改善絮体的沉降性能,增强实际水体中藻类的混凝沉淀去除效率,PAC投加量为30 mg/L时,投加0.1 g/L硅藻土,叶绿素a去除率由82.5 %提高到95.9 %。该强化混凝过程使原水中溶解性有机物特别是大分子有机物和重金属离子的去除率有所上升。PAC投加量为30 mg/L,硅藻土投加量为1.5 g/L时,重金属Cu、Pb、Cd的去除率分别达到57.5 %、83.7 %和22.2 %。基于上述研究结果,认为联合硅藻土与PAC强化混凝工艺可以有效地应用在净化含藻微污染原水。
二、氯化混凝法抑制游泳池藻类生长（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、氯化混凝法抑制游泳池藻类生长（论文提纲范文）
（1）铁铜双金属复合降解卤代消毒副产物以及CTAC改性活性炭吸附去除卤乙酸类消毒副产物的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写汇总 |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 消毒和消毒副产物的生成 |
| 1.3 消毒副产物的种类和毒性效应 |
| 1.4 DBPs生成的控制 |
| 1.4.1 改变消毒剂的种类 |
| 1.4.2 DBPs前体物的去除 |
| 1.4.3 已生成的DBPs的去除 |
| 1.4.4 铁铜双金属复合对DBP去除的研究现状 |
| 1.4.5 活性炭吸附去除DBPs的研究现状 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 研究目标 |
| 1.7 研究创新之处 |
| 第2章 铁铜双金属复合对消毒副产物的降解 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验与分析方法 |
| 2.2.1 实验药品及仪器 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.2.1 Fe/Cu对三溴苯酚的去除 |
| 2.2.2.2 Fe/Cu对模拟饮用水中DBPs的去除 |
| 2.2.2.3 反应动力学以及QSAR模型的建立 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.2.3.1 超高效液相—三重四极杆质谱仪分析 |
| 2.2.3.2 总有机卤分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Fe/Cu对新兴DBP三溴苯酚的降解及不同因素对其降解产生的影响 |
| 2.3.1.1 Fe/Cu不同摩尔比例对三溴苯酚降解效果的影响 |
| 2.3.1.2 pH值对三溴苯酚去除效果的影响 |
| 2.3.1.3 温度对三溴苯酚去除效果的影响 |
| 2.3.2 Fe/Cu对模拟饮用水中溴代消毒副产物的降解 |
| 2.3.2.1 Fe/Cu对模拟饮用水中极性溴代消毒副产物的降解 |
| 2.3.2.2 Fe/Cu在降解溴代消毒副产物过程中TOX的变化趋势 |
| 2.3.3 Fe/Cu对模拟饮用水中碘代消毒副产物的降解 |
| 2.3.3.1 Fe/Cu对模拟饮用水中极性碘代消毒副产物的降解 |
| 2.3.3.2 Fe/Cu降解碘代消毒副产物过程中TOX的变化趋势 |
| 2.3.4 Fe/Cu对模拟饮用水样中DBPs去除过程中的相对毒性预测 |
| 2.3.5 Fe/Cu对卤代消毒副产物还原脱卤反应动力学研究及QSAR模型的建立 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 CTAC改性活性炭吸附去除卤乙酸类消毒副产物的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验设计与分析方法 |
| 3.2.1 实验药品及仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.2.1 CTAC改性活性炭的制备 |
| 3.2.2.2 CTAC改性活性炭和未改性活性炭对HAAs的吸附 |
| 3.2.2.3 材料的表征 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同CTAC荷载量的活性炭对MBAA的吸附效果 |
| 3.3.2 pH对 CTAC改性活性炭吸附MBAA的影响 |
| 3.3.3 温度对CTAC改性活性炭吸附MBAA的影响 |
| 3.3.4 CTAC改性活性炭对6种HAAs的吸附效果 |
| 3.3.5 材料表征 |
| 3.3.5.1 CTAC改性活性炭和未改性活性炭的FTIR表征 |
| 3.3.5.2 CTAC改性活性炭和未改性活性炭的SEM表征 |
| 3.3.5.3 CTAC改性活性炭和未改性活性炭的BET表征 |
| 3.3.5.4 CTAC改性活性炭和未改性活性炭的XPS表征 |
| 3.3.5.5 CTAC改性活性炭和未改性活性炭的Zeta电位表征分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 答辩委员会决议书 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间的研究成果 |
（2）新型复合材料制备及处理含氟含砷酸性废水工艺的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 含氟含砷废酸来源、危害及处理技术 |
| 1.1.1 含氟含砷废酸的来源、组成及特点 |
| 1.1.2 含氟含砷废酸的危害 |
| 1.1.3 含氟含砷废酸的处理技术现状 |
| 1.2 高铁酸钾 |
| 1.2.1 高铁酸钾结构、性质、用途 |
| 1.2.2 高铁酸钾改性 |
| 1.3 含氟含砷酸性废水处理课题组研究进展成果及问题 |
| 1.3.1 含氟含砷酸性废水处理课题组研究进展成果 |
| 1.3.2 现有处理工艺存在的问题 |
| 1.4 课题的研究背景及目的 |
| 1.4.1 课题的背景与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.4.4 关键技术 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 含氟含砷废酸的来源及组成 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 2.3.1 含砷废酸水质分析方法 |
| 2.3.2 包裹改性高铁酸钾性能分析方法 |
| 2.3.3 包裹改性高铁酸钾表征方法 |
| 第三章 氧化型高铁酸钾包裹材料的筛选 |
| 3.1 包覆材料初步筛选 |
| 3.2 包裹高铁酸钾的制备 |
| 3.2.1 切片石蜡包裹改性高铁酸钾工艺 |
| 3.2.2 切片石蜡包裹高铁酸钾包裹率的影响因素实验 |
| 3.2.3 乙基纤维素包裹改性高铁酸钾工艺 |
| 3.2.4 乙基纤维素包裹高铁酸钾包裹率的影响因素实验 |
| 3.3 包裹改性高铁酸钾产品选定 |
| 3.3.1 释缓性能对比 |
| 3.3.2 氧化性能对比 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 包裹改性高铁酸钾产品性能分析与表征 |
| 4.1 包裹改性高铁酸钾释缓性能 |
| 4.2 改性高铁酸氧化性能 |
| 4.3 包裹改性高铁酸钾的仪器表征 |
| 4.3.1 改性高铁酸钾粒径分析 |
| 4.3.2 IR分析 |
| 4.3.3 SEM分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 包裹改性高铁酸钾氧化预处理 |
| 5.1 包裹改性高铁酸钾预氧化实验 |
| 5.1.1 pH对包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)效果的影响 |
| 5.1.2 投加量对包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)效果的影响 |
| 5.1.3 温度对包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)效果的影响 |
| 5.2 稳定剂协促包裹改性高铁酸钾氧化实验 |
| 5.2.1 稳定剂投加量对包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)效果的影响 |
| 5.2.2 pH对稳定剂辅助包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)效果的影响 |
| 5.2.3 温度对稳定剂辅助包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)效果影响 |
| 5.2.4 稳定剂辅助包裹改性高铁酸钾处理As(Ⅲ)正交实验 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 预氧化后含氟含砷废酸处理的实验研究 |
| 6.1 预氧化后含氟含砷废酸的治理工艺 |
| 6.2 预氧化后含氟含砷废酸处理过程的影响因素实验 |
| 6.2.1 一段铁盐共沉淀pH的影响 |
| 6.2.2 一段铁盐共沉淀聚合硫酸铁投加量的影响 |
| 6.2.3 二段絮凝沉淀pH的影响 |
| 6.2.4 二段絮凝沉淀聚合硫酸铁投加量的影响 |
| 6.2.5 二段絮凝沉淀PAC投加量的影响 |
| 6.2.6 二段絮凝沉淀PAM投加量的影响 |
| 6.3 预氧化后含氟含砷废酸处理达标排放分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 包裹改性高铁酸钾释缓的机制探究 |
| 7.1 释缓模型 |
| 7.2 释缓过程动力学方程拟合 |
| 7.3 本章小结 |
| 第八章 研究结论与建议 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间已发表的论文 |
| 致谢 |
（3）东太湖水源水臭氧化过程中羰基化合物的生成与转化机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究的目的意义 |
| 1.1.1 课题背景 |
| 1.1.2 课题目的和意义 |
| 1.1.3 课题来源 |
| 1.2 臭氧处理技术的应用 |
| 1.2.1 臭氧消毒的发展 |
| 1.2.2 臭氧消毒原理 |
| 1.2.3 臭氧消毒工艺优势 |
| 1.3 消毒副产物国内外研究进展 |
| 1.3.1 卤代消毒副产物研究进展 |
| 1.3.2 羰基化合物研究进展 |
| 1.3.3 羰基化合物研究存在的问题 |
| 1.3.4 消毒副产物生成影响因素 |
| 1.3.5 消毒副产物控制去除方法 |
| 1.4 课题研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 课题内容 |
| 1.4.2 课题技术路线 |
| 第2章 实验材料及方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.2 检测项目及测定方法 |
| 2.2.1 水质常规指标检测方法 |
| 2.2.2 消毒副产物检测方法 |
| 2.2.3 羰基化合物检测方法 |
| 2.2.4 有机物检测方法 |
| 2.3 东太湖水质指标 |
| 2.4 水厂概况 |
| 2.4.1 常规处理工艺水厂工艺流程 |
| 2.4.2 常规处理工艺设计参数 |
| 2.4.3 臭氧化处理工艺水厂工艺流程 |
| 2.4.4 臭氧化处理工艺设计参数 |
| 第3章 水中芳香类有机酸检测方法的建立 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 SPE填料的选择及用量配比确定 |
| 3.2.1 SPE填料的选择 |
| 3.2.2 SPE填料配比及用量的选择 |
| 3.3 UPLC检测条件确定 |
| 3.3.1 检测波长的确定 |
| 3.3.2 流动相的确定 |
| 3.4 各有机酸线性范围及方法精密度 |
| 3.4.1 各有机酸线性范围及检出限 |
| 3.4.2 方法精密度和加标回收率 |
| 3.5 SPE-UPLC水样测定 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 常规与臭氧化处理东太湖水源不同处理单元羰基化合物的分布特征研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 源水水质指标 |
| 4.3 臭氧化处理工艺出厂水中消毒副产物生成情况 |
| 4.4 不同处理工艺单元出水中羰基化合物的分布特征 |
| 4.4.1 常规工艺不同处理单元出水中羰基化合物的分布特征 |
| 4.4.2 臭氧工艺不同处理单元出水中羰基化合物的分布特征 |
| 4.5 羰基化合物前体物质的确定及去除 |
| 4.5.1 臭氧处理各工艺单元出水中天然有机物的确定 |
| 4.5.2 DOC去除 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 以臭氧为中心不同氧化体系对羰基化合物生成的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 臭氧氧化体系对羰基化合物生成的影响 |
| 5.2.1 臭氧接触时间对羰基化合物生成的影响 |
| 5.2.2 臭氧投加量对羰基化合物生成的影响 |
| 5.2.3 溶液p H对羰基化合物生成的影响 |
| 5.3 O_3/UV氧化体系对羰基化合物生成的影响 |
| 5.3.1 O_3/UV反应时间对羰基化合物生成的影响 |
| 5.3.2 O_3/UV照射强度对羰基化合物生成的影响 |
| 5.3.3 O_3/UV不同O_3投加量对羰基化合物生成的影响 |
| 5.3.4 O_3/UV不同p H对羰基化合物生成的影响 |
| 5.4 O_3/H_2O_2氧化体系对羰基化合物生成的影响 |
| 5.4.1 O_3/H_2O_2反应时间对羰基化合物生成的影响 |
| 5.4.2 O_3/H_2O_2不同配比对羰基化合物生成的影响 |
| 5.4.3 O_3/H_2O_2不同p H对羰基化合物生成的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 水中羰基化合物的转化机制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 芳香类有机酸的转化机制 |
| 6.2.1 原儿茶酸臭氧化反应路径及氯化消毒转化产物 |
| 6.2.2 3-羟基苯甲酸臭氧化反应路径及氯化消毒转化产物 |
| 6.2.3 苯甲酸臭氧化反应路径及氯化消毒转化产物 |
| 6.2.4 1, 2-邻苯二甲酸臭氧化反应路径及氯化消毒转化产物 |
| 6.2.5 富马酸臭氧化反应路径及氯化消毒转化产物 |
| 6.2.6 芳香类有机酸生成羰基化合物的反应动力学 |
| 6.3 富里酸臭氧氧化后氯化消毒生成消毒副产物的情况 |
| 6.3.1 不同臭氧接触时间反应后氯化消毒生成消毒副产物的情况 |
| 6.3.2 不同臭氧投加量反应后氯化消毒生成消毒副产物的情况 |
| 6.3.3 不同pH条件下臭氧氧化后氯化消毒生成消毒副产物的情况 |
| 6.3.4 羰基化合物氯化消毒转化反应动力学 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）基于硫酸根自由基高级氧化技术处理染料废水效能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 染料废水特征 |
| 1.3 染料废水处理研究进展 |
| 1.4 基于硫酸根自由基的高级氧化技术 |
| 1.5 钢渣概况 |
| 1.6 研究目的、意义和主要内容 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 实验设计与装置 |
| 2.3 分析项目与检测方法 |
| 3 零价铁活化亚硫酸盐降解活性艳红X-3B实验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 零价铁表征 |
| 3.3 零价铁活化亚硫酸盐降解染料X-3B效果 |
| 3.4 零价铁/亚硫酸盐降解X-3B影响因素 |
| 3.5 零价铁/亚硫酸盐降解X-3B机理研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 超声、光强化零价铁活化亚硫酸盐降解X-3B对比实验研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 超声与光强化零价铁活化亚硫酸盐对比实验研究 |
| 4.3 不同影响因素对比研究 |
| 4.4 自由基分布对比研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 Fe(Ⅲ)/亚硫酸盐/过硫酸盐体系降解染料废水实验研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 Fe(Ⅲ)/亚硫酸盐/过硫酸盐体系降解染料废水实验效果 |
| 5.3 Fe(Ⅲ)/亚硫酸盐/过硫酸盐体系的影响因素 |
| 5.4 Fe(Ⅱ/Ⅲ)循环利用实验研究 |
| 5.5 自由基检测及降解路径分析 |
| 5.6 实际废水处理效果 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 光促钢渣活化过硫酸盐与亚硫酸盐降解染料废水对比实验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 钢渣表征 |
| 6.3 光促钢渣活化过硫酸盐与亚硫酸盐降解X-3B对比实验研究 |
| 6.4 光促钢渣活化过硫酸盐与亚硫酸盐处理实际废水对比实验研究 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 攻读学位期间发表论文及国内外学术交流情况 |
（5）硅藻土强化A2/O工艺处理城市污水的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 A~2/O 工艺流程和改良技术 |
| 1.2.1 A~2/O 工艺流程简介 |
| 1.2.2 A~2/O 工艺的特点 |
| 1.2.3 A~2/O 工艺的不足 |
| 1.2.4 A~2/O 的改良技术 |
| 1.3 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 硅藻土及其在水处理方面的应用 |
| 2.1 硅藻土概述 |
| 2.1.1 硅藻土的形成与结构 |
| 2.1.2 硅藻土的物理特性 |
| 2.1.3 硅藻土的化学特性 |
| 2.2 硅藻土在水处理方面的应用 |
| 2.2.1 助滤剂 |
| 2.2.2 去除重金属离子 |
| 2.2.3 处理印染废水 |
| 2.2.4 处理含油废水 |
| 2.2.5 处理含氟废水 |
| 2.2.6 处理生活污水 |
| 2.2.7 硅藻土在污水处理中的发展前景 |
| 3 试验设计及方法 |
| 3.1 试验材料、装置与试验方法 |
| 3.1.1 试验装置及设备 |
| 3.1.2 试验过程 |
| 3.2 试验水质及试验方法 |
| 3.2.1 试验水质 |
| 3.2.2 试验检测项目剂分析方法 |
| 4 A~2/O 模拟试验工艺运行与参数调试 |
| 4.1 A~2/O 工艺启动及污泥培养 |
| 4.1.1 污泥培养方法 |
| 4.1.2 污泥培养期间水质 |
| 4.1.3 污泥培养过程 |
| 4.2 A~2/O 工艺参数的调试 |
| 4.2.1 DO 对 A~2/O 工艺的运行影响 |
| 4.2.2 HRT 对 A~2/O 工艺的运行影响 |
| 4.2.3 混合液回流比对 A~2/O 工艺的运行影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 硅藻土强化 A~2/O 工艺的处理性能研究 |
| 5.1 硅藻土处理生活污水混凝试验 |
| 5.1.1 硅藻土单独投加量的不同对 CODcr 的去除规律 |
| 5.1.2 硅藻土单独投加量的不同对 NH+4-N 的去除规律 |
| 5.1.3 硅藻土单独投加量的不同对 TP 的去除规律 |
| 5.2 硅藻土强化 A~2/O 工艺处理生活污水试验 |
| 5.2.1 硅藻土强化投加量的不同对 CODcr 的去除效果的影响 |
| 5.2.2 硅藻土强化投加量的不同对 NH4+-N 的去除效果的影响 |
| 5.2.3 硅藻土强化投加量的不同对 TP 的去除效果的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 硅藻土强化 A~2/O 工艺可行性分析 |
| 6.1 经济技术可行性分析 |
| 6.2 环境影响分析 |
| 6.3 应用前景分析 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（6）臭氧预氧化复合硅藻土与PAC混凝处理含藻微污染原水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体富营养化 |
| 1.2 藻类及除藻技术 |
| 1.2.1 藻类及其污染现状 |
| 1.2.2 藻类对饮用水的危害 |
| 1.2.3 除藻技术 |
| 1.3 臭氧预氧化在水处理中的应用 |
| 1.3.1 臭氧的特性及作用机理 |
| 1.3.2 臭氧预氧化在水处理中的应用 |
| 1.4 硅藻土在水处理中的应用 |
| 1.4.1 硅藻土的基本特征 |
| 1.4.2 硅藻土在水处理中的应用 |
| 1.5 本课题的研究目的、意义和内容 |
| 1.5.1 课题来源及研究目的、意义 |
| 1.5.2 研究的主要内容 |
| 第二章 实验材料、设备与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验藻类 |
| 2.1.2 实验用水 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.2 实验主要仪器及设备 |
| 2.3 实验方法及指标测定 |
| 2.3.1 臭氧预氧化 |
| 2.3.2 混凝实验 |
| 2.3.3 有机物分级实验 |
| 2.3.4 主要指标分析方法 |
| 2.4 水华鱼腥藻的培养 |
| 2.4.1 培养基的制备 |
| 2.4.2 接种以及藻类培养 |
| 2.4.3 水华鱼腥藻生长曲线的绘制 |
| 2.4.4 水华鱼腥藻的电动电性 |
| 第三章 臭氧预氧化联合硅藻土与PAC混凝处理含藻微污染原水的研究 |
| 3.1 臭氧预氧化对水华鱼腥藻活性的影响 |
| 3.2 单独投加聚合氯化铝（PAC）的影响 |
| 3.2.1 单加 PAC 时除藻、除浊度的情况 |
| 3.2.2 PAC 投加量对去除有机物的影响 |
| 3.3 臭氧预氧化的影响 |
| 3.3.1 臭氧投加量对除藻、除浊度的影响 |
| 3.3.2 臭氧投加量对去除有机物的影响 |
| 3.4 硅藻土的助凝效果 |
| 3.4.1 硅藻土的选择 |
| 3.4.2 硅藻土投加量对藻类及浊度的去除效果 |
| 3.4.3 硅藻土投加量对有机物去除的影响 |
| 3.5 温度的影响 |
| 3.6 初始 pH 的影响 |
| 3.7 预氧化时间的影响 |
| 3.8 PAC 和硅藻土投加顺序的影响 |
| 3.9 本章小结 |
| 第四章 臭氧预氧化联合硅藻土与PAC混凝净水机制的初探 |
| 4.1 混凝后絮体的沉降速度 |
| 4.2 去除有机物分子量分级表征 |
| 4.2.1 不同混凝处理工艺的有机物分级表征 |
| 4.2.2 臭氧投加量对不同分子量有机物分布去除的情况 |
| 4.3 原子力显微镜观察 |
| 4.4 本章小结 |
| 主要结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 答辩委员会对论文的评定意见 |
（7）饮用水处理臭氧—混凝交互作用研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 绪论 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 混凝 |
| 1.1.1 混凝机理 |
| 1.1.2 混凝作用的影响因素 |
| 1.1.3 混凝剂 |
| 1.1.4 强化混凝 |
| 1.2 臭氧 |
| 1.2.1 臭氧性质 |
| 1.2.2 臭氧制备 |
| 1.2.3 臭氧应用 |
| 1.3 课题研究意义及内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验条件 |
| 2.2 分析试剂 |
| 2.3 有机物表征参数 |
| 2.4 有机物检测方法 |
| 2.5 主要分析仪器 |
| 第三章 强化混凝对臭氧化水体影响研究 |
| 3.1 不同碱化度聚合氯化铝(PACl)强化混凝对臭氧化过程影响 |
| 3.1.1 PACl(碱化度B=0)对臭氧化水体影响 |
| 3.1.2 PACl(碱化度B=2)对臭氧化水体影响 |
| 3.2 不同碱化度聚合氯化铁(PFC)强化混凝对臭氧化过程影响 |
| 3.2.1 PFC(碱化度B=0)对臭氧化水体影响 |
| 3.2.2 PFC(碱化度B=2)对臭氧化水体影响 |
| 3.3 强化混凝对臭氧化过程影响机理探讨 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 臭氧预氧化对混凝去除水体污染物影响研究 |
| 4.1 臭氧水浓度变化 |
| 4.1.1 纯水、自来水臭氧浓度变化 |
| 4.1.2 水样臭氧浓度变化 |
| 4.2 臭氧预氧化对混凝过程影响 |
| 4.2.1 臭氧预氧化-强化混凝处理工艺流程 |
| 4.2.2 臭氧预氧化对混凝去除水体浊度和DOC影响 |
| 4.3 臭氧预氧化对混凝去除水体有机物分析 |
| 4.4 臭氧预氧化对混凝作用影响机理探讨 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 臭氧-混凝联用去除水体污染物研究 |
| 5.1 混凝、臭氧单独作用对水体影响 |
| 5.2 臭氧-混凝联用对水体浊度和DOC影响 |
| 5.3 臭氧-混凝联用处理水样GC-MS分析 |
| 5.4 臭氧-混凝联用作用机理探讨 |
| 5.4.1 臭氧与有机物作用途径 |
| 5.4.2 臭氧-混凝联用机理浅析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论和建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
| 个人简况及联系方式 |
（8）强化混凝—接触氧化工艺处理农村生活污水的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 我国水资源状况 |
| 1.1.2 我国农村生活污水污染特点及处理现状 |
| 1.2 农村污水处理技术概述 |
| 1.2.1 人工湿地技术 |
| 1.2.2 土地渗滤技术 |
| 1.2.3 沼气池技术 |
| 1.2.4 厌氧-人工湿地技术 |
| 1.2.5 厌氧-跌水充氧接触氧化-人工湿地技术 |
| 1.2.6 “LIVINGMACHINE”技术 |
| 1.2.7 稳定塘技术 |
| 1.2.8 小型一体化技术 |
| 1.3 研究目的、方法及主要内容 |
| 1.3.1 研究目的及意义 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.3.3 研究内容 |
| 第二章 硅藻土及其在水处理方面的应用 |
| 2.1 硅藻土特性 |
| 2.1.1 硅藻土的形成与结构 |
| 2.1.2 硅藻土的物理特性 |
| 2.1.3 硅藻土的化学特性 |
| 2.2 硅藻土在水处理方面的应用 |
| 2.2.1 助滤剂 |
| 2.2.2 去除重金属离子 |
| 2.2.3 处理印染废水 |
| 2.2.4 处理生活污水 |
| 2.2.5 硅藻土污水处理原理 |
| 第三章 试验设计及方法 |
| 3.1 试验材料、装置与试验方法 |
| 3.1.1 试验流程 |
| 3.1.2 试验装置及设备 |
| 3.1.3 试验过程 |
| 3.2 试验水质及试验方法 |
| 3.2.1 试验水质 |
| 3.2.2 试验检测项目剂分析方法 |
| 第四章 硅藻土复配剂一级强化混凝试验研究 |
| 4.1 硅藻土单一处理生活污水混凝试验 |
| 4.1.1 单一硅藻土不同投加量对COD_(cr) 的去除效果 |
| 4.1.2 单一硅藻土不同投加量对NH_4~+-N 的去除效果 |
| 4.2 硅藻土复配剂对COD_(_(cr))/NH_4~+-N 去除率影响 |
| 4.2.1 不同配比对COD_(cr)/NH_4~+-N 去除率影响 |
| 4.2.2 不同投加量对COD_(cr)/NH_4~+-N 去除率影响 |
| 4.2.3 pH 对复配剂去除COD_(cr)/NH_4~+-N 的影响 |
| 4.2.4 最佳混凝条件的正交试验研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 硅藻土复配剂与接触氧化组合工艺系统启动及试验结果分析 |
| 5.1 接触氧化柱启动及挂膜 |
| 5.1.1 挂膜期间水质 |
| 5.1.2 挂膜方法 |
| 5.1.3 挂膜成功标志 |
| 5.2 停留时间对系统处理效果影响 |
| 5.2.1 停留时间对COD_(cr) 去除效果的影响 |
| 5.2.2 停留时间对NH_4~+-N 去效果影响 |
| 5.2.3 停留时间对浊度去除效果影响 |
| 5.3 溶解氧对系统处理效果影响分析 |
| 5.3.1 溶解氧对COD_(cr) 去除效果的影响 |
| 5.3.2 溶解氧对NH_4~+-N 去除效果影响 |
| 5.3.3 溶解氧对浊度去除效果影响 |
| 5.4 温度对系统处理效果的影响 |
| 5.4.1 水温对COD_(cr) 处理效果的影响 |
| 5.4.2 水温对NH_4~+-N 去除效果影响 |
| 5.4.3 水温对浊度去除效果影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 技术与环境影响分析 |
| 6.1 技术指标分析 |
| 6.2 环境影响分析 |
| 第七章 结论及建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的学术论文 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（9）氢氧化镁改性硅藻土吸附染料特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 染料及其分类 |
| 1.2.2 染料废水的处理方法 |
| 1.2.3 吸附及吸附剂 |
| 1.2.4 硅藻土的性质 |
| 1.2.5 硅藻土的吸附性质及其作为吸附剂的应用研究 |
| 1.2.6 硅藻土的其他应用 |
| 1.3 课题研究主要内容 |
| 第二章 改性硅藻土的制备与表征 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验试剂和仪器 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 仪器和设备 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 硅藻土的改性 |
| 2.3.2 改性硅藻土的表征 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 焙烧对硅藻土性能的影响 |
| 2.4.2 XRD 分析 |
| 2.4.3 SEM 分析 |
| 2.4.4 比表面积测定 |
| 2.4.5 EDX 分析 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 改性硅藻土对染料吸附性能研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 主要试剂与仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 改性硅藻土与天然硅藻土以及氢氧化镁对染料吸附效果比较 |
| 3.3.2 不同吸附材料对染料溶液的吸附效果 |
| 3.3.3 吸附剂投加量的影响 |
| 3.3.4 温度对脱色率的影响 |
| 3.3.5 吸附时间对脱色率的影响 |
| 3.3.6 pH 值对脱色率的影响 |
| 3.3.7 盐对脱色率的影响 |
| 3.3.8 湿法改性与干法改性比较 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 改性硅藻土吸附剂吸附模型与机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.1.1 吸附热力学 |
| 4.1.2 吸附动力学 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料与试剂 |
| 4.2.2 试验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 吸附等温线 |
| 4.3.2 吸附等温线模型研究 |
| 4.3.3 吸附热力学参数的测定 |
| 4.3.4 吸附动力学 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间完成的学术论文 |
| 致谢 |
（10）联合硅藻土与聚合氯化铝（PAC）强化混凝处理含藻微污染原水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 藻类污染现状及除藻技术研究进展 |
| 1.1.1 藻类污染状况 |
| 1.1.2 藻类对饮用水生产的危害 |
| 1.1.3 除藻技术及其研究进展 |
| 1.2 强化混凝技术 |
| 1.2.1 强化混凝 |
| 1.2.2 混凝机理 |
| 1.2.3 强化混凝方法 |
| 1.3 硅藻土在水处理中的应用 |
| 1.3.1 硅藻土的特性 |
| 1.3.2 硅藻土在水处理中的应用 |
| 1.4 本课题的研究目的、意义和内容 |
| 1.4.1 课题来源及研究目的、意义 |
| 1.4.2 研究的主要内容 |
| 第二章 实验材料、设备与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验主要试剂 |
| 2.1.2 实验用水 |
| 2.2 实验主要仪器及设备 |
| 2.3 铜绿微囊藻的培养 |
| 2.3.1 培养基的制备 |
| 2.3.2 接种以及藻类培养 |
| 2.3.3 铜绿微囊藻生长曲线的绘制 |
| 2.3.4 铜绿微囊藻的电动电性 |
| 2.4 硅藻土原土的表征 |
| 2.4.1 硅藻土原土的X-射线衍射图谱分析 |
| 2.4.2 硅藻土原土的BET 分析 |
| 2.4.3 硅藻土原土的X 射线荧光分析 |
| 2.4.4 硅藻土原土的电动电性 |
| 2.5 实验方法及主要指标测定 |
| 2.5.1 储备液配制 |
| 2.5.2 混凝实验 |
| 2.5.3 有机物分级实验 |
| 2.5.4 主要指标分析方法 |
| 第三章 联合硅藻土强化混凝除藻的有效性研究 |
| 3.1 混凝剂的选择 |
| 3.1.1 聚合氯化铝和硫酸铝除藻效果的比较 |
| 3.1.2 单独投加混凝剂除藻Zeta 电位的操作区间 |
| 3.2 硅藻土的助凝作用 |
| 3.2.1 硅藻土对PAC 混凝除藻的增效作用 |
| 3.2.2 铜绿微囊藻的Zeta 电位操作区间 |
| 3.2.3 强化混凝过程中Zeta 电位的变化情况 |
| 3.3 联合硅藻土强化混凝絮体的研究 |
| 3.3.1 絮体沉降速度 |
| 3.3.2 絮体的密实性研究 |
| 3.3.3 絮体的致密表征 |
| 3.3.4 PDA 在线监测 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 联合硅藻土强化混凝除藻影响因素的研究 |
| 4.1 温度的影响 |
| 4.2 pH 值的影响 |
| 4.3 PAC 和硅藻土投加顺序的影响 |
| 4.4 预氧化工艺的影响 |
| 4.4.1 预氯化的影响 |
| 4.4.2 KMnO_4和CuSO_4预氧化的影响 |
| 4.4.3 臭氧预氧化的影响 |
| 4.4.4 三种预处理比较结果 |
| 4.5 水体中污染物对强化混凝除藻的影响 |
| 4.5.1 有机物对强化混凝除藻的影响 |
| 4.5.2 重金属对沉降速度的影响 |
| 4.6 胞外有机物（EOM）的影响 |
| 4.6.1 胞外有机物的存在对联用工艺除藻的影响 |
| 4.6.2 胞外有机物的去除与Zeta 电位的关系 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 硅藻土助凝强化混凝处理含藻微污染原水 |
| 5.1 硅藻土强化混凝除藻的效果 |
| 5.1.1 单独投加PAC 除藻 |
| 5.1.2 硅藻土助凝除藻效果 |
| 5.1.3 絮体的显微镜观察 |
| 5.2 硅藻土强化混凝去除有机物的效果 |
| 5.2.1 硅藻土对有机物的去除增效作用 |
| 5.2.2 不同分子量的有机物的去除情况 |
| 5.3 硅藻土强化混凝对重金属的去除效果 |
| 5.4 本章小结 |
| 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 |
四、氯化混凝法抑制游泳池藻类生长（论文参考文献）
- [1]铁铜双金属复合降解卤代消毒副产物以及CTAC改性活性炭吸附去除卤乙酸类消毒副产物的研究[D]. 刘焱. 深圳大学, 2020(10)
- [2]新型复合材料制备及处理含氟含砷酸性废水工艺的实验研究[D]. 蔡世恒. 武汉工程大学, 2019(03)
- [3]东太湖水源水臭氧化过程中羰基化合物的生成与转化机制[D]. 仲鑫. 哈尔滨工业大学, 2017(01)
- [4]基于硫酸根自由基高级氧化技术处理染料废水效能及机理研究[D]. 郭一舟. 华中科技大学, 2016(08)
- [5]硅藻土强化A2/O工艺处理城市污水的试验研究[D]. 姜博. 河北农业大学, 2013(03)
- [6]臭氧预氧化复合硅藻土与PAC混凝处理含藻微污染原水的研究[D]. 陈芳. 华南理工大学, 2012(05)
- [7]饮用水处理臭氧—混凝交互作用研究[D]. 王相文. 山西大学, 2012(11)
- [8]强化混凝—接触氧化工艺处理农村生活污水的试验研究[D]. 李超. 河北农业大学, 2012(08)
- [9]氢氧化镁改性硅藻土吸附染料特性研究[D]. 李静. 西北师范大学, 2012(03)
- [10]联合硅藻土与聚合氯化铝（PAC）强化混凝处理含藻微污染原水的研究[D]. 许小洁. 华南理工大学, 2011(12)