一、高分子混凝剂对污泥脱水性能的影响（论文文献综述）
李宏运[1]（2021）在《羟基铝强化污泥脱水效能与氯离子迁移行为研究》文中研究指明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。
刘彩玉[2]（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。
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。
林威[4]（2020）在《解偶联剂TCS强化污泥减量和调质脱水过程的机制研究》文中指出随着城市污水厂建设脚步加快,污泥处理与处置问题成为关注点。活性污泥被广泛用于污水处理,对污水净化起关键作用。由于污泥本身的性质,导致其含水率达99%以上,庞大的体积限制了污泥的后续处置,污泥减量成为污泥处理的关键方向,而污泥脱水成为关键环节。污泥因其高压缩性、胞外聚合物（Extracellular polymeric substances,EPS）等性质影响,直接脱水无法高效去除所含自由水与结合水,含水率仍然高达90%以上,无法实现有效的污泥减量。为提高污泥脱水效能,调质脱水能改善污泥结构特征与理化性质而被广泛利用。调质方法主要有物理、化学、生物或联合调质。随着污泥研究的深入,能量解偶联技术逐渐被用来实现污泥减量,但能否有效应用于强化污泥脱水,目前国内外尚无相关研究,本课题合理性地利用药剂3,3’,4’,5-四氯水杨酰苯胺（3,3’,4’,5-Tetrachlorosalicylanilide,TCS）,结合无机混凝剂FeCl3(Fe3+)开展了TCS强化污泥减量与调质脱水的研究。本课题首先考察解偶联剂TCS对剩余污泥性质及污泥减量的影响。结果表明:投加TCS能降低污泥细胞ATP含量,同时降低污泥浓度与污泥产率,提高污泥减量率而减少污泥生物量,污泥减量率最高达39.3%;TCS能促进污泥混合液溶解性微生物产物（Soluble microbialproduct,SMP）的释放,抑制EPS的增加,促进污泥中不易脱除的结合水转化为较易脱除的自由水,转化比最大可达3%,减小污泥粒径,改变污泥生物相,加重絮体颗粒化程度。其次,课题研究了解偶联剂TCS及其耦合Fe3+调质对污泥脱水性能的影响。结果表明:TCS单独作用后结合Fe3+调质,能进一步减少EPS的分泌,提高结合水转化为自由水的能力,转化比最高达4%;相比TCS单独作用加重污泥颗粒度,耦合Fe3+能够凝聚污泥颗粒,增加絮体尺寸,并且越松散的污泥颗粒絮体与Fe3+的结合能力越强,形成的絮体平均粒径越大;TCS单独作用时,会提高污泥的污泥比阻值（Specific resistance to filtration,SRF）并提高泥饼含水率而不利污泥脱水,耦合Fe3+后,能显着降低SRF值,并且TCS浓度越大,SRF越小,相比TCS单独作用,降低幅度越大,最大能减小17.9倍,泥饼含水率减少,脱水性能得到强化。分析滤液有机成分时,发现耦合Fe3+下,滤纸具有更强的截留能力。此外,本文开展了解偶联剂TCS在混凝强化下对污泥脱水性能的影响研究。结果表明:投加TCS,在混凝强化条件下,相比单独混凝强化而言,更能抑制EPS的分泌,增大絮体尺寸,增强结合水转化为自由水能力,从而更好地降低污泥SRF与泥饼含水率,Fe3+浓度越高时,效果越好,自由水所占比例最大达80.7%,SRF相比于空白组最大能降低98.2%,污泥脱水能力进一步强化。分析滤液有机成分时,发现TCS的投加环境下,滤纸截留能力更强。综上可知,在污泥内单独投加TCS对剩余污泥的减量具有显着效果,并能抑制污泥EPS的分泌、提高自由水含量,却无法有效降低污泥SRF和泥饼含水率,不利于脱水的进行;耦合Fe3+后,对进一步抑制EPS分泌,加强结合水转化的同时,提高絮体尺寸,有效降低污泥SRF和泥饼含水率,强化污泥脱水性能,且Fe3+的浓度越高,效果越好。
梁嘉林[5]（2020）在《氧化-絮凝调理对市政污泥超高压压滤深度脱水的影响及其机理研究》文中研究指明城市污水排放量日益增加,导致市政污泥产量快速增长。数量如此惊人的市政污泥,已成为城市管理者非常头疼和急待解决的问题。污泥脱水是降低污泥运输处置费用及方便后续处置的关键。市政污泥压缩性能差、胞外聚合物（Extracellular polymericsubstance,简称EPS）亲水性强和结合水含量高等特点制约了其脱水的效率。目前,在污泥调理领域,絮凝剂和高级氧化（Advanced oxidation processes,简称AOPs）等技术等已有相关报道,但由于针对的污泥对象不一致,而且缺乏系统深入的比较手段,难以筛选出高效低廉的化学调理方法。本文研究和开发了基于氧化-絮凝联合超高压压滤技术,应用于污泥的调理与深度脱水过程中,探讨这些技术强化污泥深度脱水的可行性,优化其调理和脱水过程中的工况参数和条件,同时深入探讨调理和脱水过程中的作用机理,明确不同污泥调理技术的反应机制,分别获得其最佳工艺参数,并建立一个系统评估体系,在时间和空间尺度上评估化学调理方法的脱水效率和脱水深度,最后找到一套效率高、成本低和环境危害低的联合调理工艺,为市政污泥深度脱水的工程实践提供理论依据和工艺参考。（1）研究无机铝系和铁系絮凝剂调理对污泥脱水的提升作用。利用单因素试验,考察六种无机铝系和铁系絮凝剂的投加量对污泥脱水性能的影响,确定其最佳的投加量。通过比较无机铝系和铁系絮凝剂二者脱水性能以及对污泥特性和E P S的影响,深入了解铝系和铁系调理污泥的作用机制。结果表明:铁系絮凝剂比铝系絮凝剂的脱水效果更显着。在6 MPa压力下压滤30min后,聚合硫酸铁絮凝剂调理的脱水泥饼含水率为56.93 wt%。与铝系絮凝剂调理相比,铁系絮凝剂可以更有效中和污泥表面的负电荷,且酸化效果更明显,形成更致密的絮凝体。铁系絮凝剂能更显着地改变疏松层EPS（Looselybound EPS,简称LB-EPS）的主要成分、组成及官能团,进而改善污泥的脱水效率。（2）研究缺氧预处理联合聚合氯化铝铁（Polymeric aluminium ferric chloride,简称PAFC）对污泥脱水性能的提高作用。利用响应曲面法对缺氧预处理联合PAFC调理中的因素进行优化,确定最佳的工况条件。在最优工况条件下,污泥脱水泥饼含水率降低至54.54 wt%,实现了污泥的深度脱水。通过在污泥调理和脱水过程中对污泥、滤布和滤液特性的分析,阐明了缺氧预处理与PAFC联合调理和超高压压滤脱水的作用机制。同时,发现污泥脱水能力与污泥、滤布和滤液特性之间有很强的相关性,有助于解释污泥脱水的基本原理。（3）研究次氯酸钙-铁系絮凝剂-核桃壳复合调节剂对污泥脱水的促进作用。通过单因素试验,研究次氯酸钙-铁系絮凝剂重絮凝-核桃壳骨架构建联合调理对污泥脱水性能和EPS性能的影响,优化联合调理的工况条件。在此条件下调理,污泥的比阻（Specificresistance to filtration,简称SRF）值下降了 90%以上,污泥脱水泥饼的含水率低于50wt%,实现污泥的深度脱水。通过形貌结构、絮体形态、流变特性和结合水含量等分析深入阐明了协同处理的作用机制,分为三步:Ca（ClO）2氧化、铁系絮凝剂重絮凝和核桃壳骨架构建。（4）研究基于热酸预处理零价铁（Zero valent iron,简称ZVI）的高级氧化技术对污泥脱水的提升作用。采用单因素试验优化热酸洗ZVI联合常用氧化剂（包括H2O2、Na2S2O8和KMnO4）技术的工况条件。结果发现,热酸洗ZVI联合常用的氧化剂是一种有效协同实现污泥深度脱水的方法,脱水泥饼含水率均低于60wt%。通过研究热酸ZVI的高级氧化技术调理后的污泥特性以及探索ZVI表面结构特征的变化规律,得到污泥脱水性能显着提高的机理,包括:热酸ZVI催化氧化剂产生大量具有强氧化性的自由基氧化以及Fe3+的强絮凝。最后,热酸洗ZVI联合氧化剂循环调理污泥试验表明,热酸洗ZVI联合氧化剂调理能在四次循环回用中保持稳定良好的污泥脱水效率。（5）研究基于超声热酸洗预处理零价铁屑（Zerovalentscrapiron,简称ZVSI）的高级氧化技术对污泥脱水的促进作用。尝试利用超声热酸洗预处理后的零价铁屑作为循环使用的铁源联合H2O2,建立一个可连续循环使用的新型污泥调理和脱水系统,并对其工况条件进行优化。在最佳工况条件下调理污泥,污泥脱水泥饼含水率降低至44.15 wt%。通过研究该联合工艺对污泥特性的影响,得到超声热酸洗ZVSI联合H2O2体系改善污泥脱水效果的机理,分为铁絮凝、·OH氧化和骨架构建。超声热酸洗ZVSI联合H2O2连续循环运行测试结果表明,在连续循环运行15次中,超声热酸洗ZVSI联合H2O2系统能稳定、可靠地改善污泥脱水效果并实现污泥深度脱水。（6）比较上述五种化学处理及聚丙烯酰胺（Polyacrylamide,简称PAM）处理联合超高压压滤设备对污泥深度脱水效果及脱水泥饼的毒性。通过对上述六种化学调理后污泥脱水效率、脱水污泥中重金属和植物毒性的比较,发现氧化联合絮凝调理比单独絮凝调理更有效提高污泥脱水性能。其中,污泥脱水效果最好及成本最低的是超声热酸洗ZVSI/H2O2/CaO调理。与絮凝剂调理相比,氧化联合絮凝调理能明显降低脱水污泥中重金属的环境风险及植物毒性。此外,Ca（ClO）2/FeCl3/核桃壳调理降低脱水泥饼中重金属风险和植物毒性效果最佳,有利于其后续的农用。综上所述,本文的研究成果从污泥脱水效率、脱水污泥中重金属和植物毒性的比较出发,可为污泥深度脱水工艺的选择及工程实践提供试验数据参考和理论指导。
来凡[6]（2020）在《TXC的制备及其对剩余污泥脱水性能的影响研究》文中研究表明随着中国城市污水处理厂的快速发展,污泥的高含水量阻碍了污泥的处置。污泥调理工程中添加混凝剂是最常用的一种方法,其中国内外使用最多的就是无机絮凝剂铝盐和铁盐类。基于无机絮凝剂的大量使用,铝盐和铁盐类逐渐暴露出弊端。而钛系絮凝剂相比较铁盐类和铝盐类絮凝剂具有优良的性能,在处理污水的同时,还使污泥减量化,减少了环境污染,具有广阔应用前景。利用溶胶凝胶法制备出的新型钛干凝胶（TXC）克服了四氯化钛自身为酸性,出水pH值过低,不可控制性的水解方式,以及聚合氯化钛水解速度快,液态材料不易长时间保留,容易沉淀失效等缺点。但也存在利用TXC处理污泥,投加量过高的问题。为了能提高脱水效率和降低处理成本,本文探究了 TXC分别与阳离子聚丙烯酰胺（CPAM）,壳聚糖（CTS）的复配以及TXC与羧甲基壳聚糖（CMC）络合对污泥脱水性能的影响。通过以傅里叶变换红外光谱（FTIR）、X射线光电子谱法（XPS）和X射线衍射（XRD）和扫描电镜（SEM）为分析工具,以污泥比阻（SRF）,含水率,毛细吸水时间（CST）,胞外聚合物（EPS）和Zeta电位为污泥脱水性能的主要评价指标,来明确钛系盐对剩余污泥脱水性能的影响。主要研究结论如下:（1）TXC对污泥脱水性能的影响。通过表征发现,制备的TXC絮凝剂含有C=C、C=O、Ti-OH等键,可与污泥颗粒发生相互作用,聚集更紧密。TXC作为污泥调理剂的最佳投加量为75 mg/g,调理后含水率为73.8%,污泥比阻为2.9×1012 m/kg,毛细吸水时间为12.1 s,分别降低了 2.5%,65.3%,34.2%。EPS 由 83.1 mg/L 降至 51.7 mg/L,降低了 37.8%。通过红外光谱表征,说明污泥中存在酚羟基或醇羟基-OH或C=O,属于亲水基团,TXC调理后污泥在这几个范围内的吸收峰明显减弱。XRD表明调理后的污泥主要含有CxHyClzNhOiTi化合物,而TXC的水解形成较大的网状结构,利于污泥聚集沉淀。（2）TXC分别复配CPAM和CTS对污泥脱水性能的影响。结果表明:TXC与CPAM复配,得到最优条件为:每克干泥中先加入1.2mg/g CPAM再加入45 mg/g TXC,含水率降至最低值68.8%。复配CPAM后,TXC投加量减少,CPAM所带的正离子增大了离子强度,由于电中和作用使得电位值进一步减小,污泥污泥颗粒碰撞聚结,污泥含水率进一步降低;而壳聚糖与TXC的复配,得到最优条件为:先投加壳聚糖21.3 mg/g,再投加TXC 75mg/g,其含水率可降至68.1%。复配CTS后,CTS分子链上游离-NH2与H+结合,质子化后形成阳离子NH3+,增大了离子强度,形成带有正电荷的聚电解质,通过电中和及吸附作用使得电位值进一步减小。通过SEM观察,调理后的污泥表面能较为密集,凹凸不平,并且具有多个孔隙。（3）TXC/CMC絮凝剂对污泥脱水性能的影响。羧甲基后的壳聚糖（CMC）为增加活性基团,增强其水溶性,TXC与CMC发生交联性反应,通过红外光谱图和XRD分析,成功得到新型絮凝剂TXC/CMC复合絮凝剂。在对调理后的污泥进行污泥初始pH值、反应温度、复合絮凝剂投加量等因素的实验,得出TXC与CMC按体积比为5:1制备的絮凝剂效果最好,在pH为7,反应温度为35℃,复合絮凝剂投加量为30 mg/g的最优条件下,TXC/CMC新型复合絮凝剂调理后CST达到最低值,降幅为54%,明显高于TXC和CMC 2种单一絮凝剂。
周于皓[7]（2019）在《超声—模板法制备疏水缔合型阳离子聚丙烯酰胺及其絮凝研究》文中认为随着中国经济社会快速发展和城市化水平的不断提高,城市用水和工业用水量快速增长,不仅给供水侧带来了巨大的压力,市政污水和工业废水大规模的产生和排放也使得我国的水质污染变得更加严峻,水质污染问题已经逐渐发展成为限制我国经济社会可持续发展以及人民生活水平不断提高的重要因素。作为应用最广泛的水处理方法之一,絮凝法对于水污染控制和水环境改善所具有的作用和意义毋庸置疑。因此,作为絮凝处理法的核心,新型高效絮凝剂的设计和研发工作对于提高水处理效率、减少污染物排放和提高水环境质量具有重要意义。阳离子型聚丙烯酰胺CPAM因为能够同时发挥架桥作用以及电中和作用,因此在絮凝处理工艺中得到非常广泛的应用。但是传统CPAM分子链上各单体单元分布随机,阳离子单元排列分散导致正电荷利用率低,进而削弱电中和作用使絮凝性能受限。此外,日益复杂和多样化的污水水质也对CPAM的多功能性提出了更高的要求。针对传统CPAM存在的上述缺陷,论文采用模板聚合的方法人为控制阳离子单元在聚合物分子链上以嵌段结构的形式集中分布,有效提高聚合物电中和性能;并且通过引入少量疏水单元得到两亲性大分子长链在水溶液中表现出明显的疏水缔合行为,以期增强絮凝剂分子链同憎水性污染物的亲和力以及絮体的相转变能力,提高絮凝效率。论文选用丙烯酰胺单体（AM）、阳离子单体丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DAC）和疏水单体丙烯酸十二酯（LA）构建三元共聚合反应体系,通过新型超声波引发技术,在投加聚丙烯酸钠（NaPAA）作为阴离子型模板的条件下制备得到兼有阳离子嵌段和疏水缔合作用的聚丙烯酰胺类絮凝剂TP（AM-DAC-LA）并将其用于水处理相关应用。目前关于模板聚合法制备阳离子型絮凝剂的相关研究报道并不多见,而将阳离子嵌段结构与疏水缔合相结合的絮凝剂有关研究更是未见报道。论文包括的主要研究工作内容如下:（1）在TP（AM-DAC-LA）最优化合成条件探究过程中研究了包括超声波功率、超声引发时间、聚合单体总质量分数、阳离子单体配比、反应体系pH、引发剂浓度以及模板投加量在内的反应条件对产物分子量以及单体转化率的影响。超声波引发方式仅需20 min即可完成对聚合体系的完全引发,最终得到模板共聚合产物TP（AM-DAC-LA）的最高分子量和转化率分别为3.45×106 Da和98.2%。通过建立响应曲面模型能够实现对聚合反应产物分子量的预测,为聚合反应提供指导。（2）使用仪器表征手段对TP（AM-DAC-LA）和与其对应的非模板聚合物P（AM-DAC-LA）的系列理化性质进行了对照分析。红外光谱的结果表明二者均为AM、DAC和LA单体的共聚物,添加的模板分子未参与反应,不改变TP（AM-DAC-LA）的化学组成。核磁共振氢谱的结果除了证明二者的化学组成以外,TP（AM-DAC-LA）氢谱图上来自侧链基团的干扰峰明显减弱表明DAC单体处于更类似于其自身均聚物的化学环境,证明了DAC单体嵌段的形成。差热-热重分析除证明二者良好的热稳定性以外,TP（AM-DAC-LA）在其主链热分解阶段对应的三个吸热峰说明大分子链上的三种单体单元均以嵌段形式排列。扫描电镜图像表明两亲性聚合物分子链在水溶液中缠绕缔合形成立体网状结构。（3）模板聚合反应动力学研究结果显示聚合反应速率对总单体浓度和引发剂浓度的依赖指数分别为1.7733和0.6322,基本符合以双基终止为主的经典自由基聚合理论;聚合体系pH值通过影响阳离子单体和模板剂分子间的静电相互作用而对聚合反应速率产生影响;模板剂用量对动力学的影响表明阳离子单体与模板剂分子间通过静电吸引力相互作用,符合Ⅰ型ZIP机制。阳离子单体与模板分子间缔合常数达KM=17.63,表明在反应开始前约有78.9%的阳离子单体预先吸附在模板分子链上,再次验证了论文所构建的三元共聚合反应体系遵循模板聚合Ⅰ型ZIP机制。（4）根据聚合产物分子结构表征和动力学研究结果,以自由基聚合反应的规律和模板聚合Ⅰ型ZIP反应机制为基础探讨了制备TP（AM-DAC-LA）的聚合反应机理。模板共聚合反应主要包括聚合引发前的模板吸附和胶束增溶、链引发、链增长和链终止过程,并伴随有链转移的发生。其中,链终止过程主要以双基歧化终止为主。聚合反应引发前,模板分子对DAC单体的静电吸引以及胶束聚集体内部疏水微区对LA单体的增溶分别是DAC嵌段和LA嵌段形成的主要原因。（5）采用表观粘度法探究了两亲性聚合物在水溶液中的疏水缔合作用,结果表明引入的疏水单元使聚合物分子链在水溶液中表现出明显的缔合行为。聚合物分子链通过缔合作用彼此连接形成立体网状结构使其流体力学体积显着增大,宏观表现为溶液表观粘度非线性快速升高。该缔合作用有利于增强絮凝剂的架桥和卷扫网捕能力,提高絮凝效率。（6）将TP（AM-DAC-LA）及其对应的非模板聚合物和单一亲水性二元共聚物用于市政污泥脱水实验,结果显示阳离子嵌段结构和疏水缔合作用能够发挥协同作用提高污泥絮凝效率。TP（AM-DAC-LA）在投加量3.5 mg·g-1条件下泥饼含水率和污泥比阻分别达到最低值67.2%和3.84×10122 m·kg-1,优于其他絮凝剂。阳离子嵌段结构增强了絮凝剂的电中和以及电荷补丁作用,使絮体内部结构密实,机械强度更高,表现出更强的抗剪切能力,在机械脱水过程中发挥骨架支撑作用,有利于降低泥饼可压缩性,保持泥饼多孔透水结构,有利于机械脱水过程。疏水缔合作用能够增大絮体粒径尺寸,有利于固-液分离过程,并且疏水缔合作为一种物理可逆的缔合作用能够提高破碎絮体的再生能力。（7）将聚合产物用于模拟含油废水絮凝实验,TP（AM-DAC-LA）在40 mg·L-1投加量时最高除油率和除浊率分别达到91.2%和92.9%,可以作为含油废水处理的有效前置预处理措施。疏水单体的引入对含油废水的絮凝效率提升明显,且在聚合物过量投加引起溶液电性反转的条件下未出现絮凝效率明显下降,说明架桥作用和疏水缔合作用是含油废水絮凝的主要机理。阳离子嵌段结构使含油絮体结构密实,而疏水缔合作用提高了含油絮体的尺寸,该结果与市政污泥絮凝调理得到的结果一致。此外,两亲性大分子链能够通过竞争乳化作用降低油滴乳化界面膜的机械强度,促进破乳聚并,提高絮凝效率。引入疏水单体所带来的竞争乳化和疏水缔合作用是两亲性絮凝剂对含油废水具有更好絮凝效果的主要原因。
于晓[8]（2019）在《不同性质污泥的脱水性能及制备污泥吸附剂的研究》文中研究说明污水的生物处理过程中会产生大量的剩余污泥,这些污泥成分复杂、含水率高达95%-99.5%,并且脱水性能很差,影响了后续的处理处置。本文以剩余污泥、热处理污泥、热碱处理污泥和厌氧消化污泥为研究对象,对影响污泥脱水性能的因素进行了研究分析,筛选不同性质污泥适用的化学调理药剂和方法,以期实现污泥的高效脱水,强化污泥的资源化效率。通过软件SPSS 22.0对污泥脱水性能与各种污泥性质进行相关性分析,结果表明:污泥的脱水性能受多种因素的影响。污泥脱水性能与Zeta电位显着负相关;与溶解型胞外聚合物（S-EPS）和松散型胞外聚合物（LB-EPS）中有机物的分子量分布显着相关,还有LB-EPS中腐殖酸/多糖（HA/PS）、紧密型胞外聚合物（TB-EPS）中无规卷曲以及S-EPS和LB-EPS中腐殖酸的荧光强度有关。通过单因素和响应面实验对化学调理污泥脱水进行了优化研究,结果表明:单一调理剂调理污泥脱水,对剩余、热处理、热碱处理和厌氧消化污泥脱水性能的改善效果均是PAC和PFS最佳,可将四种污泥的毛细吸水时间（CST）从17.15s、87.60s、952.90s、148.80s分别降至9.20s、19.25s、17.75s、15.55s（PAC）和9.65s、19.35s、21.05s、15.00s（PFS）;调理剂复配调理污泥脱水,CPAM、PFS和CaO这三种调理剂对四种污泥CST影响顺序一致:PFS>CaO>CPAM;由于污泥种类不同,各调理剂配比不同,但均极大地改善了污泥的脱水性能,将四种污泥CST分别降至6.70s、8.30s、10.70s、6.20s,使得污泥属于易脱水范畴。将调理脱水污泥通过裂解法制备污泥吸附剂,研究了吸附剂对活性红模拟废水的处理,并对饱和吸附的吸附剂进行了再生利用。结果表明:调理剂的添加有利于污泥吸附剂产率的提高;经过PAC、CaO、CPAM和复配调理脱水后的污泥制备的吸附剂,吸附性能得到较大改善,对活性红X-3B的去除率显着提高,将活性红X-3B的去除率分别提高了2.64%17.58%、11.32%20.53%、4.45%17.74%和3.62%13.58%;动力学研究表明污泥吸附剂对活性红X-3B的吸附符合准二级动力学方程,等温吸附实验表明污泥吸附剂对活性红X-3B的吸附符合Langmuir模型;污泥吸附剂对活性红染料废水脱色的作用机理包括物理吸附、表面络合和离子交换等;饱和吸附的污泥吸附剂经过碱法再生后,对活性红X-3B的去除效果优于再生前,主要是由于碱对孔隙的清洁和封闭孔隙的打开。
张欣[9]（2019）在《造纸污泥脱水机理及改善脱水性能的方法研究》文中研究表明造纸工业的环境污染主要包括废水、废气、固废等方面。而国家近十几年来已高度重视废水和废气污染,出台了一系列措施并取得了很好成效;但固废污泥以前大部分企业以填埋为主,带来了二次污染,为此,污泥的资源化处理处置受到关注。然而,高含水率特性制约了污泥的资源化利用。污泥脱水难主要基于高的有机质含量和胶体物质的存在,污泥絮体的可压缩性以及胞外聚合物（EPS）高度亲水性。基于影响污泥脱水性能的因素,寻找合适的污泥调理方法,改善脱水性能,降低污泥含水率,是污泥研究的热点。因此,如何提高污泥脱水性能,便于后期处理处置,还需要进行机理性研究,以期为开发调理新方法及工业化提供理论指导。论文以造纸污泥为研究对象,针对污泥高含水率问题,分别采用氧化法、外源性纤维骨架、氧化/混凝复合调理污泥脱水,从污泥基本理化性质、流变性、微观形貌等各方面,并借助FT-IR、XRD、ICP-AES等手段,阐明脱水机理机制;最后,分析最优条件下的氧化/纤维骨架/混凝复合调理对六种典型造纸污泥的适应性,并提出机理模型。主要结果如下:（1）采用氧化法调理污泥,以高锰酸钾（KMnO4）为氧化剂系统研究其对污泥脱水性能的影响和机理。在较低KMnO4投加量下,污泥理化性质、流变性和结构表征变化如下:随着污泥破解度增加,可提取的EPS含量增加,结合水被释放;流变性方面表现为,屈服应力和粘度下降,流动性增加,而且正触变性变弱;粒径和微观形态基本不变;红外分析中特征峰强度下降。这些变化表明污泥胶体环境被破坏,但由于KMnO4在中性条件下较低的氧化还原电位不能破坏絮体结构,且氧化的最终产物为MnO2和FexMnyOz。最终改善了污泥脱水性能,KMnO4最优投加量为16g/kg DS。（2）采用外源性纤维骨架材料调理污泥,以废弃聚酯纺织纤维（APTF）作为骨架研究其对污泥脱水的影响和机理。最优脱水性能下的投加条件为0.78±0.01 mm,且最优投加量受污泥浓度影响。三氯化铁（FeCl3）最优投加量为120 g/kg DS。APTF与FeCl3复合调理后,与原污泥相比,其比阻、泥饼含水率和过滤时间分别下降了77.48%、7%和57.94%,污泥净产率增加了68.87%;污泥可压缩系数下降了65.22%,泥饼剖面出现明显的大裂缝和孔隙,纤维贯穿于孔隙之间。经APTF调理的污泥zeta电位基本不变,说明纤维没有与污泥絮体发生离子交换,没有改变污泥颗粒与水分的结合状态。结果表明APTF可在污泥中作为骨架促进水分脱除,进一步提高污泥的脱水性能。（3）采用氧化/混凝复合法调理污泥,以高锰酸钾作为氧化剂,三氯化铁作为混凝剂,研究其对污泥脱水性能的影响和机理。与KMnO4单独调理污泥相比,复合调理的污泥水分去除率,在730 g和2500 g离心下分别增加了9.80%和10.91%,说明FeCl3可以起到强化KMnO4调理污泥脱水的作用,且在达到相同水分去除率下,投加KMnO4可以减少FeCl3投加量。流变性方面表现为:触变环面积增加了236%,污泥的凝胶特性增强,抵御应变的能量增强,流动性略有下降,屈服应力和表观粘度增加。复合调理下,粒径显着增加,总EPS含量下降,污泥结合水含量下降了48.39%,表明调理能促进污泥中结合水向自由水转变;红外分析中特征峰与KMnO4单独调理的谱图一致,表明FeCl3未与污泥EPS发生反应,但FeCl3的投加抑制了污泥中EPS的提取。复合调理表现为污泥絮体氧化破坏和絮体结构重建双重作用,且最终产物为MnO2、FexMnyOz、C48H44Fe14.01N15O35.68S2.25、Fe2O3、Fe3O4和K6Fe2O5。从安全角度,复合调理后重金属含量不超标。（4）采用氧化/纤维骨架/混凝复合调理相同来源的污泥,在最优投加条件下研究其对污泥脱水性能的影响。结果表明,污泥比阻下降了84.02%,过滤时间下降了43.70%,污泥净产率增加了108.59%。该结果较单独调理均有了较大改善。表明,该复合调理污泥脱水是可行的,且对不同来源造纸污泥泥质具有较好的调理与脱水适应性。复合调理的机理是:KMnO4氧化破坏污泥菌胶团,粘度下降,释放结合水;APTF在污泥脱水过滤中形成水分通道,起到骨架作用,降低污泥可压缩性;FeCl3通过电荷中和和压缩双电层作用下,重建形成大且结构强度大的污泥絮体,自由水在过滤压力下从纤维骨架通道排出,有效提高污泥脱水性能。
杨鹏[10]（2019）在《基于污泥特性的化学调理技术及其作用机制》文中研究说明活性污泥法是20世纪环境工程领域的重大发明之一,在污水处理过程中发挥着不可替代的作用。污水活性污泥法处理过程中伴随着大量的剩余污泥,其含水率高、有机质含量高,同时含有各种微量的污染物和病原体,因而传统的生化工艺已经将污水处理问题转化为固废处理问题。污泥是一种高度亲水且异质化的类胶体体系,通常表面带有高密度的负电荷,在静电斥力的作用下在水中具有相对的动态稳定性。污泥中的胞外聚合物（EPS）可以形成一种稳定的类凝胶结构,通过空间位阻的作用与水分子相结合,导致污泥具有粘弹性,机械脱水难度大。化学调理是污泥深度脱水过程中不可或缺的环节,其实质上是通过调理剂与污泥絮体在固液界面上发生一系列物理化学反应,对类凝胶网络结构（尤其是EPS）进行调控,促使水分子从中得以分离。由于不同来源的污泥性质存在显着的差异性,传统化学调理并未充分考虑此差异性,因而在技术方面存在一定盲目性。因此,基于污泥的类凝结构特征和絮凝剂的形态匹配机制,有针对性地开发化学调理技术,实现其个性化设计和系统优化控制是保证污泥脱水系统高效、稳定运行的前提和保障。本文旨在通过深入解析典型工艺产生污泥（剩余污泥、厌氧消化污泥、高级厌氧消化污泥）的理化性质,提出适用于不同泥质特性污泥的调理技术,优化调理反应参数,探究污泥调理过程中絮体形态特征和EPS的演变行为,揭示污泥调理作用机理,主要研究结果如下:（1）明确了污泥处理过程中泥质特性的变化特征,揭示了污泥中有害重金属的迁移行为。研究表明,热水解处理后污泥固相有机质由64.25%降低至40.20%,EPS中蛋白质和多糖被高温破坏,含量分别从31.73 mg/gTSS和15.02 mg/gTSS降低至10.23 mg/gTSS和5.54 mg/gTSS。污泥Zeta电位也随之降低。经过热水解厌氧消化后,污泥中蛋白质和多糖被进一步降解,碱度和氨氮分别从305 mg/L和31 mg/L上升6952 mg/L和1811 mg/L。与此同时,污泥经过热水解后,金属Pb、As、Cd和Zn的迁移性提高,而金属Ni的迁移性降低。进一步进行厌氧消化稳定化后,金属Cd、Cu和Ni的迁移性提高,而金属Pb和As迁移性降低;（2）针对高有机质剩余污泥,传统的絮凝调理难以实现污泥中结合水的释放,需采用氧化等手段破坏EPS形成的网络结构,促使结合水的释放。同时,为了解决传统Fenton氧化、过硫酸盐等调理的安全性问题,开发了螯合亚铁催化次氯酸钠同步氧化絮凝调理新技术,优化了调理反应参数,同时探究了污泥调理的作用机理。研究发现,酸性条件下有助于提升亚铁对次氯酸钠的催化效能,pH>2时产生的自由基主要以氯自由基（·Cl）为主,pH=2时,亚铁催化次氯酸钠产生羟基自由基（·OH）。因此,在pH≤2时,亚铁活化次氯酸盐的氧化效能较好,有效提升了胞外聚合物的裂解效率,同时EPS中分子量大于2000 Da的均被裂解成1350 Da以下的有机物。反应结束后三价铁的原位水解生成的羟基铁具有重絮凝污泥颗粒的作用,充分发挥了氧化和混凝的协同调理效果。中性条件下,采用不同有机酸（草酸（OA）、酒石酸（TA）、柠檬酸（CA））和EDDS络合亚铁-次氯酸钠也可以有效破解污泥的EPS,其氧化能力为:EDDS>OA>CA>TA,OA、TA、CA和EDDS与亚铁的最优摩尔比例分别为1:1、2:1、1:1和1:2。OA络合亚铁催化次氯酸钠的调理效果最佳,这是由于OA会与三价铁形成沉淀,发挥絮凝和骨架作用,而其它有机酸会抑制铁盐的水解沉淀,从而削弱了絮凝作用;（3）污泥的溶液化学性质复杂多变,尤其在厌氧处理过程中污泥的碱度会大幅上升,而碱度会显着影响羟基铝的水解反应和絮凝行为。因而,针对高碱度的厌氧消化污泥,研究了碱度对羟基铝絮凝调理污泥的影响,从分子层面揭示不同形态羟基铝与EPS的相互作用机制。研究发现,随着碱度上升,羟基铝的调理效能逐渐降低。高碱度条件下中度聚合态羟基铝会发生快速水解转化为无定形的氢氧化铝,从而絮凝调理的机理由电中和和络合吸附转变为网捕卷扫,削弱了羟基铝的絮凝能力。研究进一步解析了不同形态的羟基铝与EPS的相互作用机制,结果表明中聚态羟基铝(Al13)和高聚态羟基铝(Al30)与EPS中蛋白质和多糖的结合能力最强,单体态铝（AlCl3）次之,而Al（OH）3最弱。Al13和Al30通过络合和静电作用与EPS结合,而胶体态铝（Al（OH）3）主要以弱连接（氢键）作用与EPS结合;（4）针对于高级厌氧消化污泥低有机质、高碱度、高氨氮和高磷酸盐等特点,采用镁盐与污泥液相中的氨氮和磷酸盐反应,形成磷酸铵镁骨架,提高污泥的絮体结构强度,进一步采用有机高分子絮凝促使颗粒物团聚。研究发现原位结晶形成的磷酸铵镁结晶（MAP）可以通过吸附EPS促使絮体的致密化,降低污泥的可压缩系数。此外,有机聚合物的分子结构对其调理效能有着重要的影响,具有丰富枝杈结构的阳离子有机聚合物调理形成的污泥絮体粒径大、结构强度高。进一步研究发现该技术对于不同来源的厌氧消化污泥具有普适性。通过Mg-CPAM凝胶进行的结晶耦合絮凝过程比单独结晶和絮凝组合表现出更好的污泥脱水效能。该技术实现了污泥强化脱水和营养回收相耦合,避免了污泥中碱度的损失,有利于厌氧氨氧化的稳定运行,同时提高污泥土地利用的效能。
二、高分子混凝剂对污泥脱水性能的影响（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、高分子混凝剂对污泥脱水性能的影响（论文提纲范文）
（1）羟基铝强化污泥脱水效能与氯离子迁移行为研究（论文提纲范文）
| 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 |
（2）海藻酸钠基有机絮凝剂的合成及应用性能研究（论文提纲范文）
| 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 |
（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）解偶联剂TCS强化污泥减量和调质脱水过程的机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 污泥与污泥减量 |
| 1.1.1 污泥的性质及类型 |
| 1.1.2 污泥减量与能量解偶联理论 |
| 1.1.3 能量解偶联技术国内外现状 |
| 1.1.4 污泥的后续处置技术 |
| 1.2 污泥脱水 |
| 1.2.1 污泥脱水及其性能指标 |
| 1.2.2 污泥脱水的困难性 |
| 1.3 污泥脱水调质技术 |
| 1.3.1 污泥的物理调质 |
| 1.3.2 污泥的化学调质 |
| 1.3.3 污泥的生物调质 |
| 1.3.4 污泥调质的优越性与局限性 |
| 1.4 课题研究内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的和意义 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 主要实验材料 |
| 2.2.1 活性污泥 |
| 2.2.2 解偶联剂的选择 |
| 2.3 实验流程 |
| 2.3.1 解偶联剂TCS对剩余污泥性质及减量效能影响 |
| 2.3.2 解偶联剂TCS对污泥脱水性能的影响实验 |
| 2.3.3 解偶联剂TCS耦合混凝强化对污泥脱水效能影响研究实验 |
| 2.4 实验分析方法 |
| 2.4.1 泥饼含水率检测 |
| 2.4.2 自由水与结合水的检测 |
| 2.4.3 污泥混合液检测方法 |
| 2.4.4 污泥比阻测算与过滤过程分析 |
| 第3章 解偶联剂TCS对剩余污泥性质及减量效果影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 解偶联剂TCS对污泥减量效果分析 |
| 3.2.1 对污泥混合液腺苷三磷酸(ATP)总量的影响 |
| 3.2.2 对污泥混合液胞外腺苷三磷酸(ATP)的影响 |
| 3.2.3 对污泥浓度的影响 |
| 3.2.4 对污泥产率及减量率的影响 |
| 3.3 解偶联剂TCS对剩余污泥理化性质的影响 |
| 3.3.1 对污泥颗粒粒径分布的影响 |
| 3.3.2 对污泥相的影响 |
| 3.3.3 对污泥水分组分的影响 |
| 3.4 解偶联剂TCS对剩余污泥混合液生化性质的影响 |
| 3.4.1 对污泥混合液SMP含量的影响 |
| 3.4.2 对污泥混合液EPS含量的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 解偶联剂TCS对污泥脱水性能的影响研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 解偶联剂TCS对污泥脱水性能的影响 |
| 4.2.1 对污泥比阻(SRF)的影响 |
| 4.2.2 对污泥水分组分的影响 |
| 4.2.3 对泥饼含水率的影响 |
| 4.3 解偶联剂TCS对污泥脱水性能的影响机制 |
| 4.3.1 对污泥颗粒粒径分布的影响 |
| 4.3.2 对污泥相的影响 |
| 4.3.3 对污泥混合液SMP与 EPS含量的影响 |
| 4.3.4 滤液中有机物分析 |
| 4.4 解偶联剂TCS对污泥脱水效能影响机制分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 解偶联剂TCS耦合混凝强化对污泥脱水效能影响研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 解偶联剂TCS耦合混凝强化对污泥混合液ATP的影响 |
| 5.2.1 对污泥混合液腺苷三磷酸(ATP)总量的影响 |
| 5.2.2 对污泥混合液胞外腺苷三磷酸(ATP)的影响 |
| 5.3 解偶联剂TCS耦合混凝强化对污泥脱水性能的影响 |
| 5.3.1 对污泥比阻(SRF)的影响 |
| 5.3.2 对污泥水分组分的影响 |
| 5.3.3 对泥饼含水率的影响 |
| 5.4 解偶联剂TCS耦合混凝强化对污泥脱水性能的影响机制 |
| 5.4.1 对污泥颗粒粒径分布的影响 |
| 5.4.2 对污泥相的影响 |
| 5.4.3 对污泥混合液SMP与 EPS含量的影响 |
| 5.4.4 滤液中有机物分析 |
| 5.5 解偶联剂TCS耦合混凝强化对污泥脱水性能的影响机制分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（5）氧化-絮凝调理对市政污泥超高压压滤深度脱水的影响及其机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题的研究背景和意义 |
| 1.2 市政污泥的处理处置概述 |
| 1.2.1 市政污泥的来源及性质 |
| 1.2.2 市政污泥的处理现状 |
| 1.2.3 市政污泥的处置现状 |
| 1.3 污泥调理及脱水技术研究现状 |
| 1.3.1 混凝/絮凝处理 |
| 1.3.2 酸碱处理 |
| 1.3.3 物理调理剂处理 |
| 1.3.4 高级氧化处理技术 |
| 1.4 影响污泥脱水的主要因素 |
| 1.4.1 EPS |
| 1.4.2 污泥粒径及zeta电位 |
| 1.4.3 污泥流变特性 |
| 1.5 污泥机械脱水的研究现状 |
| 1.6 课题研究目标及主要研究内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目标 |
| 1.6.3 主要研究内容 |
| 1.6.4 研究路线 |
| 第二章 无机铝系和铁系絮凝剂调理对污泥脱水性能的影响 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验方案 |
| 2.2.1 污泥调理试验 |
| 2.2.2 污泥超高压压滤试验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 污泥脱水性能 |
| 2.3.2 污泥物理化学性质 |
| 2.3.3 EPS提取与测定 |
| 2.3.4 污泥基本性质 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 铝系和铁系絮凝剂投加量对污泥脱水性能的影响 |
| 2.4.2 铝系和铁系絮凝剂投加量对污泥物理化学性质的影响 |
| 2.4.3 铝系和铁系絮凝剂投加量对EPS成分的影响 |
| 2.4.4 污泥EPS与脱水性能的相关性分析 |
| 2.4.5 无机絮凝剂调理对LB-EPS中关键官能团的影响 |
| 2.4.6 超高压压滤脱水评估 |
| 2.4.7 铁系絮凝剂改善污泥脱水性能机理分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 缺氧预处理联合聚合铁铝絮凝剂调理对污泥脱水性能的影响 |
| 3.1 试验材料 |
| 3.2 试验方案 |
| 3.2.1 缺氧预处理联合PAFC调理污泥试验 |
| 3.2.2 响应面曲线法优化缺氧预处理-PAFC联合超高压压滤过程关键工艺参数 |
| 3.3 分析方法 |
| 3.3.1 污泥样品特性 |
| 3.3.2 滤布特性 |
| 3.3.3 滤液特性 |
| 3.3.4 数据处理与分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 缺氧预处理联合PAFC调理对污泥脱水的影响及其可行性探究 |
| 3.4.2 响应面曲线法优化结果 |
| 3.4.3 污泥特性变化 |
| 3.4.4 滤布特性变化 |
| 3.4.5 滤液特性变化 |
| 3.4.6 污泥特性、滤布特性和滤液特性三者之间的相关性分析及联合机理探究 |
| 3.4.7 污泥联合调理和超高压压滤过程的机理分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 次氯酸钙氧化-铁系絮凝剂重絮凝-核桃壳骨架构建联合调理对污泥脱水性能的影响 |
| 4.1 试验材料 |
| 4.2 试验方案 |
| 4.2.1 Ca(ClO)_2氧化调理污泥 |
| 4.2.2 Ca(ClO)_2氧化联合铁系絮凝剂重絮凝调理污泥 |
| 4.2.3 Ca(ClO)_2氧化-铁系絮凝剂重絮凝-核桃壳骨架构建联合调理污泥 |
| 4.2.4 可控压超高压压滤试验 |
| 4.3 分析方法 |
| 4.3.1 污泥脱水性能 |
| 4.3.2 EPS提取与测定 |
| 4.3.3 污泥物理化学性质 |
| 4.3.4 污泥流变特性 |
| 4.3.5 结合水含量 |
| 4.3.6 污泥基本性质 |
| 4.3.7 污泥形貌表征 |
| 4.3.8 数据处理与分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 Ca(ClO)_2氧化对污泥脱水性能及EPS的影响 |
| 4.4.2 铁系絮凝剂重絮凝对Ca(ClO)_2氧化后污泥脱水性能及EPS的影响 |
| 4.4.3 核桃壳骨架构建对Ca(ClO)_2氧化和铁系絮凝剂重絮凝后污泥脱水性能及EPS的影响 |
| 4.4.4 污泥脱水机理探究 |
| 4.4.5 可控压超高压压滤过滤的可行性评估 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 基于热酸预处理零价铁的高级氧化技术对污泥脱水性能的影响 |
| 5.1 试验材料 |
| 5.2 试验方案 |
| 5.2.1 ZVI联合氧化剂调理污泥 |
| 5.2.2 热酸洗预处理ZVI联合氧化剂调理污泥 |
| 5.2.3 ZVI回收再利用试验 |
| 5.3 分析方法 |
| 5.3.1 污泥脱水性能 |
| 5.3.2 EPS提取与测定 |
| 5.3.3 污泥物理化学性质 |
| 5.3.4 污泥流变特性 |
| 5.3.5 结合水含量 |
| 5.3.6 污泥基本性质 |
| 5.3.7 ZVI表征 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 ZVI联合氧化剂调理对污泥脱水效率的影响 |
| 5.4.2 热酸洗ZVI联合氧化剂调理对污泥脱水效率的影响 |
| 5.4.3 比较热酸洗ZVI联合氧化剂调理和ZVI联合氧化剂调理二者的污泥深度脱水效率 |
| 5.4.4 热酸洗ZVI联合氧化剂和ZVI联合氧化剂调理对污泥特性影响 |
| 5.4.5 热酸洗ZVI联合氧化剂和ZVI联合氧化剂处理对ZVI特性影响 |
| 5.4.6 热酸洗ZVI联合氧化剂循环调理污泥 |
| 5.4.7 热酸洗ZVI联合氧化剂调理污泥机理 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 基于超声热酸洗预处理零价铁屑的高级氧化技术对污泥脱水性能的影响 |
| 6.1 试验材料 |
| 6.2 试验方案 |
| 6.2.1 超声热酸洗ZVSI联合H_2O_2调理对污泥脱水性能的影响 |
| 6.2.2 比较不同处理调理污泥的效果 |
| 6.2.3 超声热酸洗ZVSI联合H_2O_2调理污泥系统设置与运行 |
| 6.2.4 超声热酸洗ZVSI联合H_2O_2连续循环运行试验 |
| 6.2.5 Fe~(3+)/Fe~(2+)、·OH和Ca(OH)_2在超声热酸洗ZVSI联合H_2O_2过程中对提高污泥脱水性能的贡献 |
| 6.3 分析方法 |
| 6.3.1 污泥脱水性能 |
| 6.3.2 EPS提取与测定 |
| 6.3.3 污泥物理化学性质 |
| 6.3.4 污泥流变特性 |
| 6.3.5 结合水含量 |
| 6.3.6 污泥基本性质 |
| 6.3.7 羟基自由基测定 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 超声热酸洗ZVSI联合H_2O_2调理对污泥脱水性能的影响 |
| 6.4.2 超声热酸洗ZVSI联合H_2O_2调理对改善污泥脱水性能的可行性探究 |
| 6.4.3 超声热酸洗ZVSI联合H_2O_2调理污泥系统关键参数对污泥脱水效率的影响 |
| 6.4.4 超声热酸洗ZVSI联合H_2O_2调理过程中污泥物理化学性质的变化 |
| 6.4.5 超声热酸洗ZVSI联合H_2O_2连续循环运行测试 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 不同化学预处理联合超高压压滤设备对污泥深度脱水效果及脱水泥饼的毒性比较 |
| 7.1 试验材料 |
| 7.2 试验方案 |
| 7.2.1 重金属形态分析和毒性浸出试验 |
| 7.2.2 植物毒性测试 |
| 7.3 分析方法 |
| 7.3.1 污泥脱水性能 |
| 7.3.2 重金属分析 |
| 7.4 结果与讨论 |
| 7.4.1 不同化学预调理对污泥脱水性能的影响 |
| 7.4.2 不同化学预调理对重金属迁移转化的影响 |
| 7.4.3 不同化学预调理对植物毒性的影响 |
| 7.4.4 不同化学预调理成本分析 |
| 7.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（6）TXC的制备及其对剩余污泥脱水性能的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 污泥的来源及分类 |
| 1.3 污泥的处理与处置 |
| 1.4 污泥脱水概述 |
| 1.4.1 污泥脱水性能的影响因素 |
| 1.4.2 污泥调理技术 |
| 1.5 絮凝剂的分类 |
| 1.5.1 无机絮凝剂 |
| 1.5.2 有机絮凝剂 |
| 1.5.3 复合絮凝剂 |
| 1.6 化学絮凝剂机理 |
| 1.7 钛系盐调理污泥概述 |
| 1.8 课题内容 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验设计 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 污泥的基本特性 |
| 2.3 项目测定及方法 |
| 2.3.1 滤饼含水率 |
| 2.3.2 污泥比阻 |
| 2.3.3 胞外聚合物的提取 |
| 2.3.4 毛细吸水时间 |
| 2.3.5 Zeta电位 |
| 2.3.6 SEM分析 |
| 2.3.7 红外分析 |
| 2.3.8 XPS分析 |
| 2.3.9 XRD分析 |
| 3 TXC对剩余污泥脱水性能的影响研究 |
| 3.1 TXC絮凝剂的制备 |
| 3.2 TXC的表征 |
| 3.2.1 TXC的红外光谱测定分析 |
| 3.2.2 XPS测定分析 |
| 3.3 TXC调理剩余活性污泥 |
| 3.3.1 TXC调理对剩余污泥性能的影响 |
| 3.3.2 调理前后污泥胞外聚合物变化 |
| 3.3.3 调理前后污泥红外分析 |
| 3.3.4 调理后污泥XRD分析 |
| 3.3.5 SEM分析 |
| 3.4 本章结论 |
| 4 TXC复合絮凝剂对剩余污泥脱水性的影响 |
| 4.1 TXC复配阳离子聚丙烯酰胺对污泥脱水性能的影响 |
| 4.1.1 CPAM单独调理污泥实验 |
| 4.1.2 TXC与CPAM复配最优条件的确定 |
| 4.1.3 最优条件Zeta电位分析 |
| 4.1.4 TXC与CPAM复配后污泥红外分析 |
| 4.1.5 SEM分析 |
| 4.2 TXC复配CTS对污泥脱水性能的影响 |
| 4.2.1 CTS单独调理污泥实验 |
| 4.2.2 TXC与CTS复配对污泥脱水性能的影响 |
| 4.2.3 最优条件Zeta电位分析 |
| 4.2.4 TXC与CTS复配调理的污泥红外分析 |
| 4.2.5 SEM分析 |
| 4.3 本章结论 |
| 5 新型TXC/CMC絮凝剂对污泥脱水性能的影响 |
| 5.1 絮凝剂的制备 |
| 5.1.1 制备羧甲基壳聚糖 |
| 5.1.2 TXC的制备 |
| 5.1.3 TXC-CMC的制备 |
| 5.2 TXC/CMC复合絮凝剂合成过程结构示意图 |
| 5.3 TXC/CMC红外光谱和XRD分析 |
| 5.3.1 TXC/CMC红外光谱分析 |
| 5.3.2 XRD分析 |
| 5.4 TXC/CMC调理污泥实验 |
| 5.4.1 TXC/CMC体积比对CST的影响 |
| 5.4.2 污泥pH值对CST的影响 |
| 5.4.3 反应温度对CST的影响 |
| 5.4.4 投加量对CST的影响 |
| 5.5 絮凝剂经济效益分析 |
| 5.5.1 絮凝剂成本分析 |
| 5.5.2 絮凝剂的社会效益分析 |
| 5.6 本章结论 |
| 6 全文研究结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间公开发表的论文 |
（7）超声—模板法制备疏水缔合型阳离子聚丙烯酰胺及其絮凝研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 絮凝剂的现状及发展趋势 |
| 1.2.1 有机絮凝剂 |
| 1.2.2 无机混(絮)凝剂 |
| 1.2.3 复合型混(絮)凝剂 |
| 1.2.4 微生物絮凝剂 |
| 1.2.5 絮凝剂的发展趋势 |
| 1.3 絮凝机理 |
| 1.4 聚丙烯酰胺(PAM)类絮凝剂概述 |
| 1.4.1 阳离子型聚丙烯酰胺概述 |
| 1.4.2 模板聚合法制备CPAM研究进展 |
| 1.4.3 疏水缔合型聚丙烯酰胺概述 |
| 1.4.4 共聚合反应的引发方式 |
| 1.5 研究的目的、思路及主要内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 论文的主要思路 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 1.5.5 基金支持 |
| 2 模板聚合物TP(AM-DAC-LA)优化制备 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.2.1 实验药剂 |
| 2.2.2 实验器材与仪器设备 |
| 2.2.3 聚合物的合成方法 |
| 2.3 聚合物的基础参数测定 |
| 2.3.1 聚合物的固含量测定 |
| 2.3.2 聚合产物的转化率测定 |
| 2.3.3 聚合产物的特性粘度测定 |
| 2.3.4 聚合产物的分子量计算 |
| 2.4 单因素合成实验结果与讨论 |
| 2.4.1 超声波功率对聚合反应的影响 |
| 2.4.2 超声引发时间对聚合反应的影响 |
| 2.4.3 单体总质量分数对聚合反应的影响 |
| 2.4.4 阳离子单体投加量对聚合反应的影响 |
| 2.4.5 反应体系p H值对聚合反应的影响 |
| 2.4.6 引发剂Vazo-044 投加量对聚合反应的影响 |
| 2.4.7 模板投加量对聚合反应的影响 |
| 2.5 响应面分析实验结果与讨论 |
| 2.5.1 响应面建模与方程分析 |
| 2.5.2 响应曲面结果讨论 |
| 2.5.3 响应面模型的验证 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 模板聚合物TP(AM-DAC-LA)的结构表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 表征用聚合物样品 |
| 3.2.2 实验仪器与设备 |
| 3.2.3 聚合物的表征方法 |
| 3.3 聚合物表征结果与讨论 |
| 3.3.1 聚合物的红外光谱(FTIR)结果分析 |
| 3.3.2 聚合物的核磁共振氢谱(1H NMR)分析 |
| 3.3.3 聚合物的差热热重(DSC-TGA)分析 |
| 3.3.4 聚合物的扫描电镜(SEM)图像分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 模板聚合反应动力学及聚合机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验药剂 |
| 4.2.2 实验器材 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 模板聚合反应动力学研究 |
| 4.3.1 反应体系总单体浓度对聚合反应速率的影响 |
| 4.3.2 引发剂浓度对聚合反应速率的影响 |
| 4.3.3 反应体系p H对聚合反应速率的影响 |
| 4.3.4 模板剂用量对聚合反应速率的影响 |
| 4.4 阳离子单体与模板分子间的缔合系数 |
| 4.5 TP(AM-DAC-LA)的聚合机理探讨 |
| 4.5.1 反应体系引发前的单体聚集阶段 |
| 4.5.2 链引发阶段 |
| 4.5.3 链增长阶段 |
| 4.5.4 链终止和链转移阶段 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 聚合物溶液的表观粘度研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.2.3 聚合物的表观粘度测定方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 疏水基含量对溶液表观粘度的影响 |
| 5.3.2 阳离子单元含量对溶液表观粘度的影响 |
| 5.3.3 阳离子单元序列结构对溶液表观粘度的影响 |
| 5.3.4 聚合物分子量对溶液表观粘度的影响 |
| 5.3.5 盐浓度对溶液表观粘度的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 TP(AM-DAC-LA)调理市政污泥脱水研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 污泥脱水实验所用絮凝剂 |
| 6.2.2 实验器材与仪器设备 |
| 6.2.3 市政污泥样品 |
| 6.2.4 污泥脱水实验方法 |
| 6.3 絮凝剂投加量对污泥脱水性能影响 |
| 6.4 絮体结构分析 |
| 6.4.1 污泥絮体的沉降性能 |
| 6.4.2 污泥絮体的粒径分布 |
| 6.4.3 污泥絮体的抗剪切和再生能力 |
| 6.5 泥饼结构研究 |
| 6.5.1 泥饼可压缩性 |
| 6.5.2 泥饼的孔道结构 |
| 6.5.3 泥饼的表面形貌结构 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 TP(AM-DAC-LA)处理含油废水絮凝研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验部分 |
| 7.2.1 含油废水絮凝实验所用试剂 |
| 7.2.2 实验仪器 |
| 7.2.3 含油废水絮凝实验方法 |
| 7.3 含油废水絮凝的絮凝实验 |
| 7.3.1 絮凝剂投加量对含油废水处理效果影响 |
| 7.3.2 溶液初始p H值对处理效果影响 |
| 7.4 含油废水絮凝机理探究 |
| 7.4.1 絮体结构探究 |
| 7.4.2 絮凝前后乳化油滴的分布及形态研究 |
| 7.4.3 油滴乳化膜的界面张力 |
| 7.4.4 含油絮体的红外光谱研究 |
| 7.4.5 絮凝除油机理讨论 |
| 7.5 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A英文缩略对照表 |
| B作者在攻读博士学位期间发表的论文目录 |
| C作者在攻读学位期间申请的专利目录 |
| D作者在攻读学位期间参加的科研课题目录 |
| E作者在攻读学位期间获奖情况目录 |
| F学位论文数据集 |
| 致谢 |
（8）不同性质污泥的脱水性能及制备污泥吸附剂的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 污泥及污泥问题 |
| 1.2 影响污泥脱水性能的因素 |
| 1.2.1 污泥组成 |
| 1.2.2 污泥性质 |
| 1.2.3 其他因素 |
| 1.3 化学调理法改善污泥脱水性能 |
| 1.3.1 无机调理剂 |
| 1.3.2 有机调理剂 |
| 1.3.3 助凝剂及联合处理工艺 |
| 1.3.4 表面活性剂 |
| 1.3.5 酸碱和其他化学药剂 |
| 1.4 污泥吸附剂的研究 |
| 1.4.1 吸附剂的制备及应用 |
| 1.4.2 吸附剂的再生 |
| 1.5 活性染料废水处理的研究进展 |
| 1.6 研究的目的、意义和主要内容 |
| 1.6.1 研究的目的 |
| 1.6.2 意义 |
| 1.6.3 主要内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 污泥性质对脱水性能的影响 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法-EPS提取 |
| 2.3 分析方法及统计分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 污泥脱水性能及Zeta电位、粒径 |
| 2.4.2 胞外聚合物(EPS)分析 |
| 2.4.3 三维荧光光谱(3-DEEM) |
| 2.4.4 分子量分布 |
| 2.4.5 红外光谱(FTIR) |
| 2.5 结论 |
| 第三章 调理剂对污泥脱水性能的影响 |
| 3.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 单一调理剂调理污泥脱水 |
| 3.2.2 响应面法优化调理剂的复配 |
| 3.3 分析方法 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 单一调理剂调理污泥脱水 |
| 3.4.2 复配调理剂调理污泥脱水 |
| 3.5 结论 |
| 第四章 污泥吸附剂的制备、应用及再生 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 污泥吸附剂的制备 |
| 4.2.2 污泥吸附剂的应用--活性红X-3B脱色 |
| 4.2.3 污泥吸附剂再生 |
| 4.3 分析方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 污泥吸附剂的制备及表征 |
| 4.4.2 污泥吸附剂对活性染料废水处理效果的影响 |
| 4.4.3 再生 |
| 4.5 结论 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
（9）造纸污泥脱水机理及改善脱水性能的方法研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景与意义 |
| 1.1.1 造纸工业发展现状 |
| 1.1.2 造纸污泥处置的现状和脱水机理研究的必要性 |
| 1.1.3 课题研究的意义 |
| 1.2 造纸污泥特点及处理处置方法 |
| 1.3 污泥脱水性能的影响因素 |
| 1.4 污泥调理方法 |
| 1.4.1 形成骨架构建体 |
| 1.4.2 污泥絮体破解 |
| 1.4.3 絮凝 |
| 1.5 污泥的脱水性能评价 |
| 1.5.1 评价方法及模型 |
| 1.5.2 造纸污泥脱水困难的原因 |
| 1.6 论文研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线图 |
| 第二章 不同来源制浆造纸污泥脱水特性分析 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 不同来源污泥基本特性 |
| 2.2.2 污泥特性的相关性分析 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 氧化法改善污泥脱水性能的机理研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 氧化法调理污泥方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.4 相关性及显着性分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 氧化法调理对污泥脱水性能的影响 |
| 3.3.2 氧化法调理对污泥中EPS的影响 |
| 3.3.3 氧化法调理对污泥流变性行为的影响 |
| 3.3.4 氧化法调理对污泥结合水含量和深度脱水的影响 |
| 3.3.5 氧化法调理对污泥微观结构的影响 |
| 3.3.6 红外表征分析 |
| 3.3.7 XRD分析 |
| 3.3.8 氧化法调理对污泥重金属含量的影响 |
| 3.3.9 氧化法调理污泥脱水的机理分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 外源性纤维骨架材料促进污泥脱水的机理研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 纤维骨架制备和污泥调理 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 纤维骨架材料筛选 |
| 4.3.2 优化三氯化铁-纤维骨架复合调理实验条件 |
| 4.3.3 三氯化铁-纤维骨架复合调理对污泥脱水性能的影响 |
| 4.3.4 三氯化铁-纤维骨架复合调理的污泥泥饼和滤液变化 |
| 4.3.5 纤维骨架调理的适用性分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 氧化/混凝复合法对污泥脱水和流变性行为的影响研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 污泥调理方法 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 氧化/混凝复合调理对污泥脱水性能的影响 |
| 5.3.2 氧化/混凝复合调理对污泥流变性行为的影响 |
| 5.3.3 氧化/混凝复合调理对污泥EPS含量的影响 |
| 5.3.4 氧化/混凝复合调理对污泥结合水含量的影响 |
| 5.3.5 氧化/混凝复合调理对污泥粒径的影响 |
| 5.3.6 红外表征分析 |
| 5.3.7 XRD分析 |
| 5.3.8 氧化/混凝复合调理对污泥重金属含量的影响 |
| 5.3.9 氧化/混凝复合调理强化污泥脱水的机理分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 氧化/纤维骨架/混凝复合调理对不同污泥的适应性研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 氧化/纤维骨架/混凝复合调理方法 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 氧化/纤维骨架/混凝复合调理对污泥脱水性能的影响 |
| 6.3.2 氧化/纤维骨架/混凝复合调理对不同来源污泥脱水的适应性分析 |
| 6.4 氧化/纤维骨架/混凝复合调理的机理分析 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 总结与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 论文创新点 |
| 7.3 对未来工作的建议 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 参考文献 |
（10）基于污泥特性的化学调理技术及其作用机制（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 污泥的来源、分类、性质和处置现状 |
| 1.1.1 市政污泥的分类和性质 |
| 1.1.2 污泥处理处置现状 |
| 1.2 市政污泥脱水 |
| 1.2.1 污泥脱水技术 |
| 1.2.2 污泥脱水性能的评估方法 |
| 1.2.3 污泥理化性质与脱水性能之间的关系 |
| 1.2.4 污泥深度脱水系统 |
| 1.3 基于污泥高压脱水的预调理技术 |
| 1.3.1 无机絮凝剂 |
| 1.3.2 有机絮凝剂 |
| 1.3.3 高级调理技术 |
| 1.3.4 骨架助滤材料 |
| 1.4 现有污泥预调理技术存在的问题 |
| 1.4.1 泥质性质的复杂性 |
| 1.4.2 污泥脱水预调理的挑战 |
| 1.4.3 与泥质特性相匹配的污泥化学调理技术及其优化控制 |
| 1.5 本论文的研究目的和意义 |
| 1.6 本论文研究内容 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 样品来源及基本性质 |
| 2.1.2 化学试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 亚铁活化次氯酸钠处理实验方法 |
| 2.2.2 碱度对PAC絮凝调理效能的影响作用实验方法 |
| 2.2.3 原位结晶助滤协同有机聚合物联合调理技术实验方法 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 污泥的基本性质 |
| 2.3.2 污泥脱水性能评估 |
| 2.3.3 EPS提取和分析 |
| 2.3.4 液相分析 |
| 2.3.5 污泥重金属形态分析 |
| 2.3.6 自由基分析 |
| 2.3.7 羟基铝形态分析 |
| 2.3.8 污泥固相分析 |
| 2.3.9 其它指标 |
| 第三章 典型污泥处理过程中污泥物理化学的变化特征 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 不同处理工艺污泥的基本性质 |
| 3.2.1 污泥的基本性质 |
| 3.2.2 污泥的溶液化学性质变化 |
| 3.3 不同处理工艺污泥的絮体形态特征 |
| 3.4 不同处理工艺环节污泥有机物组成特征 |
| 3.4.1 污泥EPS组成 |
| 3.4.2 污泥EPS分子量分布 |
| 3.4.3 污泥EPS的分子荧光特征 |
| 3.4.4 污泥固相官能团结构特征 |
| 3.4.5 污泥固相中蛋白质和多糖的空间分布特征 |
| 3.5 污泥处理过程中重金属的迁移转化行为 |
| 3.6 不同性质污泥的化学调理技术分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 亚铁活化次氯酸钠调理剩余污泥的作用机理 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 亚铁活化次氯酸钠调理对剩余污泥脱水性能的影响作用 |
| 4.2.1 pH值 |
| 4.2.2 次氯酸钠/Fe2+比例 |
| 4.2.3 次氯酸钠的投加量 |
| 4.3 亚铁活化次氯酸钠调理过程中污泥EPS特性的变化特征 |
| 4.3.1 EPS含量 |
| 4.3.2 EPS组成 |
| 4.4 有机酸络合亚铁活化次氯酸钠联合调理对污泥特性的影响 |
| 4.4.1 污泥脱水性能 |
| 4.4.2 污泥絮体特性 |
| 4.4.3 污泥EPS特性 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 碱度对污泥羟基铝絮凝调理的影响作用机理 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 碱度对污泥羟基铝调理效能的影响 |
| 5.3 碱度对羟基铝调理后污泥絮体特性的影响作用 |
| 5.3.0 羟基铝形态 |
| 5.3.1 污泥絮体粒径与荷电性质 |
| 5.3.2 污泥絮体微观形貌 |
| 5.4 碱度对羟基铝调理后污泥EPS特性的影响 |
| 5.4.1 污泥EPS分布 |
| 5.4.2 污泥EPS组成 |
| 5.5 羟基铝与EPS的相互作用机理 |
| 5.5.1 羟基铝与EPS凝聚体的物理性质 |
| 5.5.2 羟基铝与EPS的相互作用机理 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 原位结晶助滤协同有机高分子絮凝联合调理技术 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 镁盐诱导结晶对高级厌氧消化污泥脱水性能的影响 |
| 6.2.1 污泥脱水性能 |
| 6.2.2 氨氮和磷酸盐的转化过程 |
| 6.2.3 污泥絮体形态 |
| 6.2.4 溶解性EPS特性 |
| 6.3 原位结晶助滤协同有机电解质联合调理对脱水性能的影响 |
| 6.3.1 PAM分子结构对脱水性的影响 |
| 6.3.2 污泥絮体形态 |
| 6.3.3 污泥EPS特性 |
| 6.4 Mg-CPAM凝胶调理对污泥特性的影响 |
| 6.4.1 Mg-CPAM凝胶的性质 |
| 6.4.2 污泥脱水性能 |
| 6.4.3 污泥絮体粒径 |
| 6.4.4 污泥絮体微观形貌 |
| 6.4.5 污泥固相组成 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 缩略词列表 |
四、高分子混凝剂对污泥脱水性能的影响（论文参考文献）
- [1]羟基铝强化污泥脱水效能与氯离子迁移行为研究[D]. 李宏运. 东北电力大学, 2021(09)
- [2]海藻酸钠基有机絮凝剂的合成及应用性能研究[D]. 刘彩玉. 山东大学, 2021
- [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]解偶联剂TCS强化污泥减量和调质脱水过程的机制研究[D]. 林威. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [5]氧化-絮凝调理对市政污泥超高压压滤深度脱水的影响及其机理研究[D]. 梁嘉林. 广东工业大学, 2020
- [6]TXC的制备及其对剩余污泥脱水性能的影响研究[D]. 来凡. 陕西科技大学, 2020(02)
- [7]超声—模板法制备疏水缔合型阳离子聚丙烯酰胺及其絮凝研究[D]. 周于皓. 重庆大学, 2019(01)
- [8]不同性质污泥的脱水性能及制备污泥吸附剂的研究[D]. 于晓. 青岛大学, 2019(02)
- [9]造纸污泥脱水机理及改善脱水性能的方法研究[D]. 张欣. 南京林业大学, 2019(05)
- [10]基于污泥特性的化学调理技术及其作用机制[D]. 杨鹏. 中国地质大学, 2019(02)
标签：污泥含水率论文; 聚丙烯酰胺絮凝剂论文; 水处理絮凝剂论文; 污泥脱水机论文; 絮凝沉淀论文;