一、聚合氯化铝铁的性质与羟铁比的关系及其混凝除藻性能的研究（论文文献综述）
梁辉凯[1]（2021）在《藻源有机物特性对混凝-超滤工艺的影响及作用机制》文中指出近年来,废水中大量的N、P排入水体使我国的富营养化问题日益严重。混凝-超滤技术由于其独特的优势（处理效果优异,出水水质稳定）被广泛应用于含藻水的处理,良好的混凝效率不仅可以有效的去除藻类,还可以缓解后续超滤过程中膜污染。本文选择了水体中最常见也是危害最严重的蓝藻为代表,研究了其产生的有机物对混凝-超滤过程影响,通过对混凝-超滤过程中有机物的性质、絮体性质以及膜污染性质的考察,得到了藻类有机物对不同物质混凝-超滤过程的影响机制。此外,本文还利用了水厂中常用的两种药剂:次氯酸钠和活性炭,探究了次氯酸钠-活性炭工艺对藻类及其有机物混凝-超滤过程的影响。主要研究内容和成果如下:（1）研究了蓝藻胞外有机物（EOM）和腐殖酸（HA）在混凝-超滤过程中的相互作用。结果表明,EOM和HA的共存可以提高混凝对两种有机物的去除效率,并可以缓解由EOM引起的膜污染。Zeta电位和傅立叶变换红外光谱分析表明,EOM和HA的相互作用增强了电荷中和作用并减少了絮体中的CH2化学键,这对混凝过程具有积极作用。EOM-HA絮凝物比EOM絮凝物具有更开放和更松散的结构,更有利于缓解超滤过程的膜污染。此外,XDLVO理论分析表明,HA和EOM的共存主要通过降低污染物和超滤膜之间的酸碱（AB）相互作用能,从而有效减轻膜污染。EOM和HA之间有益的相互作用,更有助于充分了解天然有机物对水处理过程的影响。（2）研究了两种典型的蓝藻:铜绿微囊藻和假鱼腥藻产生的EOM对其超滤过程的影响。结果表明,两种蓝藻的EOM都具有较宽的分子量（Mw）分布,不可逆的膜污染基本上是由EOM引起的。此外,腐殖酸和微生物代谢产物是两种典型蓝藻EOM的主要成分。由于EOM可以填充藻类细胞形成的滤饼层空隙,因此EOM和藻类细胞在膜污染中起协同作用。傅里叶变换红外光谱分析表明,CH2和CH3化学键在EOM引起的膜污染中起重要作用。由藻类细胞形成的滤饼层还可以捕获藻类产生的有机物,并减轻一部分不可逆的膜污染。结果还表明,尽管藻类细胞形成的滤饼层会引起严重的渗透通量下降,但它可以和超滤膜起到双重拦截作用,提高有机物去除效率。因此,在使用超滤技术处理含藻水时,应考虑膜污染和有机物去除之间的平衡,以满足实际应用的需要。（3）利用水厂中常用的两种药剂:次氯酸钠和活性炭,研究了次氯酸钠和活性炭工艺对藻类及其有机物混凝-超滤过程的影响。结果表明,由于铜绿微囊藻和假鱼腥藻细胞膜和EOM性质的不同,相同次氯酸钠投加量下不同藻类的破裂程度不同,假鱼腥藻的破裂更为严重。对于铜绿微囊藻来说,所有次氯酸钠和活性炭的组合基本都能提高有机物的去除效率,并可以降低混凝出水的浊度。而对于假鱼腥藻来说,当次氯酸钠高于1.5mg/L时,由于造成的藻类破裂程度比较严重,有机物的去除效率会有所下降,浊度也会有不同程度的升高。仅添加活性炭的预处理可以改善超滤前期的膜污染。然而,次氯酸钠的加入加快了其渗透通量下降的速率,加剧了膜污染。
陈思莉,邴永鑫,常莎,虢清伟,张政科,姚玲爱,梁荣昌,曾圣科[2]（2019）在《除藻剂应急治理湖水蓝藻水华案例分析》文中认为针对2018年8月广东某湖发生暴发蓝藻水华事件,开展了最佳药剂以及最佳投药量的实验研究,通过对比三种化学除藻剂硫酸铜、高锰酸钾、聚合氯化铝的除藻效果,选择聚合氯化铝作为应急除藻剂,并确定聚合氯化铝理论最佳投药量为20 mg/L,根据实验结果指导工程应用,除藻剂平均用量为150 g/m2,治理后藻类总量下降了90%,其他各项指标均达标,为今后蓝藻水华事件应急处置提供借鉴意义。
张大为[3]（2018）在《藻类混凝—超滤过程的影响机制与絮体特性研究》文中进行了进一步梳理水体富营养化使多数水源地遭受了不同程度的藻类污染,这种污染不仅会增加水处理成本,而且藻类分泌的胞外有机物也会对人类健康构成一定的威胁。混凝沉淀-超滤工艺以其高效的净水性能被广泛应用于藻类的去除过程中,其中良好的混凝效率可以有效的缓解超滤膜污染。混凝剂作为混凝工艺的核心,其性能直接影响混凝的效率。本文首先使用三种不同铝形态混凝剂研究了不同含藻水的混凝-超滤过程,通过对混凝中浊度、有机物、絮体性质以及超滤膜污染过程的考察,得到了藻类混凝-超滤过程中的影响机制。此外,本文还根据不同混凝剂的作用机理制备了一系列复合混凝剂,并通过对复合混凝剂形成絮体性质（粒径、强度因子、恢复因子和分形维数）的分析得到了藻类絮体形成、破碎和再生过程的作用机理与复合混凝剂之间的协同优化作用机制,结果表明:1.在原始藻液的混凝-超滤过程中,藻类胞外有机物中的微生物代谢产物组分不仅是影响混凝过程的主要有机物,同时也是影响超滤膜污染过程的主要有机物。具有较高正电荷的Al13和Al30在低投加量能很好的发挥静电簇作用,从而具有较高的浊度和有机物去除率。混凝对超滤膜污染的缓解程度主要受有机物去除率与絮体性质影响,相比于Al30和硫酸铝,Al13在混凝剂过程中形成的絮体粒径和强度因子最大,因而形成的滤饼层具有疏松的结构,结合Al13较高的有机物去除率,Al13最能有效缓解超滤膜污染。2.在裸藻的混凝-超滤过程中,混凝过程中絮体的性质是影响超滤膜污染的主要因素。相比于硫酸铝,具有较高局部正电荷的Al13和Al30会部分作用在铜绿微囊藻和小球藻（不规则颗粒物）表面凹陷处,从而使得混凝剂失活而降低混凝效率。而其在小环藻（规则颗粒物）表面则能很好的发挥静电簇作用,形成的絮体具有较大的粒径和强度因子,因而能很好的缓解膜污染。3.在藻类混凝过程中,絮体的性质是有机物和混凝剂机理共同作用的结果。其中,Al13在低投加量下的静电簇作用(Al30)和高投加量下的电中和作用对于絮体的脱稳具有重要作用,形成的絮体具有较大恢复因子。Al30在高投加量下的网捕作用对于絮体的形成具有重要作用,同时絮体的形成具有较大的强度因子。对于不同铝形态复合混凝剂,当Al13和Al30复合比例为7:3时,复合絮凝剂弥补了Al13中网捕作用的缺失和Al30中电中和作用的缺失,形成的絮体具有最大的强度因子和粒径,同时所需投加量也最少。最后,PDADMAC助凝剂在混凝过程中作用的发挥与其投加量密切相关。
骆丽宁[4]（2017）在《混凝去除铜绿微囊藻的效能研究》文中提出半封闭水域（湖泊、水库）是城市饮用水的主要来源。近年来,由于水体富营养化引起的藻类过量繁殖受到了社会各界的广泛关注,藻及其代谢物严重影响着饮用水水质的安全,研究净水除藻已成为保障饮用水安全的重要课题。然而,在常规水厂中的混凝工艺对于除藻效果并不太理想。混凝是水处理工艺中最重要的单元。本文以铜绿微囊藻为代表,对比了铁盐混凝对原始藻细胞和去除了胞外有机物（extra-cellular organic matter,EOM）的藻细胞（裸藻）的去除效果。研究发现,在pH为7、8和9条件下,混凝对裸藻去除率较原始藻细胞分别高5%、29%和28%,证实EOM对铁盐混凝除藻具有抑制作用;絮体粒径(d50)动态分析表明:三种条件下原始藻细胞最大颗粒粒径d50,max分别为150μm、200μm和215μm,而裸藻体系对应的最大粒径d50,max分别为250μm、600μm和275μm;Zeta电位分析证实,去除EOM后的裸藻Zeta电位更高,更容易通过压缩双电层脱稳;三维荧光（EEM）分析结果证实,EOM与金属发生络合反应,抑制混凝。进而得出EOM是影响藻细胞脱稳和混凝去除的重要因素,采用适度的方法促进EOM脱落可能会提高混凝除藻的效果。预氯化是水处理中强化混凝除藻最常见的方法之一。利用次氯酸钠的氧化性对铜绿微囊藻进行预氯化强化混凝,研究表明:当氧化剂的浓度为0.8 mg/L、1.6 mg/L、2.0 mg/L时,藻细胞未发生破裂,并随着氧化时间的增加,藻细胞的去除率有明显的改善,与无预氯化条件相对比,其去除率分别增加了20%、32%、38%;通过对预氯化反应前后Zeta电位的检测,发现Zeta电位没有发生明显的改变;结合预氯化强化混凝过程中粒径增长的规律得出:预氯化混凝除藻的作用机理为网捕卷扫而不是电中和作用;预氯化会氧化一部分胞外物质,降低胞外物质对混凝剂的消耗,提高了混凝剂效率,从而验证了EOM在混凝去除铜绿微囊藻细胞中起抑制作用。
杨志立[5]（2017）在《螺旋流场数值模拟及微藻絮凝效果研究》文中研究说明微藻有着巨大的发展潜力。但由于微藻及其培养液的细颗粒和低浓度特性,传统的固液分离技术直接用于微藻采收不具备经济竞争力。对微藻细胞进行絮凝预处理,使其聚集成较大的絮体后再采用沉降、离心等方法采收,是提高采收效率的一个途径。如何在适当的絮凝药剂制度下,为微藻絮凝提供一个良好的水力条件,保证絮体的良好成长,以利于后续采收工艺的高效进行,是当下微藻采收研究需要解决的问题之一。本课题设计了螺旋管絮凝采收微藻研究体系,在实验室条件下实现微藻絮凝采收。采用CFD模拟技术探讨螺旋管直径、螺圈直径和水流速度（流量）对流场特性的变化,在此基础上,结合絮凝动力学理论和絮凝实验,分析上述因素和絮凝管长度对微藻絮凝效果的影响,得出实验室条件下微藻在螺旋流场中的最佳絮凝条件,从动力学角度阐述水力环境对絮凝效果的影响。针对螺旋管流场,选用RNGk-ε两方程模型、近壁区增强壁面处理的方法进行数值模拟。结果表明:入口流量的增加会使得管道内流场速度梯度增加,湍流动能以及湍流耗散率也相应增加;螺径的增加会小幅度降低流场的速度梯度,湍流动能虽然变化不明显,而湍动耗散率的分析显示螺径的增加会略微增加絮体颗粒碰撞的有效能耗,对微藻絮凝整体的影响要看三者综合作用的效果;管径的增加会使流场内速度梯度明显降低,而湍流动能与湍动耗散率也都有一定程度的降低;上述影响因素较为显着的才是管径改变对絮凝效果产生影响的主要致因。对入口流量、螺旋管径、螺旋管长和螺圈直径四个因素分别进行单因素试验,试验条件下在螺旋管径增加时,采收率与分形维数均出现逐渐降低的趋势,试验条件下采收率随GT值减小而减小;螺旋管长增加时,采收率现增加后减小,在管长15m时采收率最高,分形维数的变化规律与采收率相同;螺圈直径增加时,采收率先逐渐增加,螺径到达30cm后开始逐渐减小,而分形维数则呈现一直增加的趋势,而GT值增加没有带来采收率的直接增加,因此引入流体角速度来进行分析,角速度较小时采收率随GT值增加而增加,角速度持续增大超越合适范围之后,虽然GT值增大,但由于流体角速度过大导致的絮体破坏作用采收率反而减小;入口流量增加时,采收率逐渐增加,絮体分形维数先增加,在流量到达150L/h后开始减小,采收率在试验GT值范围内（1900-15000）与GT值成正相关。通过四因素四水平正交试验考察了入口流量、螺旋管径、螺旋管长和螺圈直径四个因素对螺旋管絮凝的采收率和分形维数的影响。实验结果表明,入口流量、螺旋管径和螺旋管长对采收率都有高显着性影响,而螺圈直径则没有;螺旋管径和入口流量对絮体的分形维数都有高显着性影响,而螺圈直径与螺旋管长则没有;试验条件下入口流量200L/h,螺旋管径8mm,螺旋管长25m,螺圈直径40cm时采收率最高为95.88%,采收率为指标时各因素的最优组合为螺旋管径为8mm;入口流量为200L/h;螺旋管长15m;螺圈直径30cm。
郑欣钰,郑怀礼,赵斯怡,陈伟,闫正乾,董林辉[6]（2015）在《混凝工艺去除水源水中藻类物质研究进展》文中研究指明随着工业化的发展,水体富营养化日益严重,藻类对饮用水水质安全产生了一系列的危害。目前给水厂中最常用的除藻工艺为混凝沉淀。混凝工艺中使用的混凝剂分为无机混凝剂、有机混凝剂和复合混凝剂。论文首先介绍了混凝过程中的四种混凝机理,即压缩双电层、吸附电中和、吸附架桥和网捕卷扫,然后从混凝剂的不同的分类及其对混凝除藻效果的影响加以讨论。由于复合混凝剂投加量少,除藻率高的优点,着重介绍无机和有机、无机和无机、磁性复合混凝剂的特点及影响因素。
唐晓旻[7]（2015）在《新型凝胶法制备聚合氯化铝及含藻水体中dEOM和bEOM的混凝去除研究》文中进行了进一步梳理水体富营养化引起的水华对饮用水安全构成了较大威胁。这种威胁不仅来自于藻类过量繁殖,更来自于其所产胞外有机物（EOM）。含藻水体中EOM的去除应引起广泛关注。混凝法是饮用水处理过程中十分重要的工艺。研究混凝法对EOM的去除效率及机理具有实际意义。混凝剂是混凝法的核心,且混凝剂性能好坏直接关系到混凝处理效率。聚合氯化铝（PAC）是最常用的混凝剂,其市场需求量巨大。但现有PAC工业制备方法存在不足,有必要对其进行改进。本论文采用新型凝胶法制备了PAC溶液,分析了其铝形态分布、稳定性、混凝效率等产品性能,并优化了其制备条件。论文还进一步研究了活性氢氧化铝凝胶对PAC产品性能的影响。在PAC混凝处理含藻水体中EOM的研究中,论文对比了PAC2.0对溶解型胞外有机物（dEOM）和粘附型胞外有机物（bEOM）的混凝去除效果,探究了dEOM、bEOM在藻类混凝去除过程中的作用,分析了dEOM、bEOM与PAC的相互作用及相关混凝机理。为了验证PAC对dEOM的混凝处理效果,论文将自制PAC用于实际含藻湖泊水的处理中。论文的主要研究内容及结论如下:①新型凝胶法制备PAC的过程为:首先,氢氧化铝固体与氢氧化钠在100 oC下充分反应,得到铝酸钠溶液;然后,根据设定的盐基度加入盐酸溶液;最后,待酸溶过程中产生的活性氢氧化铝凝胶溶解后,即得PAC溶液。此方法制得的PAC2.0具有最高的Alb、Al13含量和最好的混凝性能,继续提高盐基度将导致产品性能的下降。在制备过程中,增加酸溶温度可减少PAC制备时间。但在常温下酸溶制备PAC能大大降低生产能耗,且更具有实际工业生产价值。不同的酸溶温度对应不同的最优加热时间,超过最优加热时间,Alb含量反而下降。适中的盐酸浓度将更有利于新型凝胶法制备PAC。②在新型凝胶法制备PAC过程中,适量的添加活性氢氧化铝凝胶可提高Alb含量。而在PAC陈化过程中,加入活性氢氧化铝凝胶有促进铝水解的作用。加入的活性氢氧化铝凝胶会在初期增加Alb含量,但随后Alb含量开始下降。且活性氢氧化铝凝胶加入量越大、PAC初始陈化时间越长,Alb含量下降越明显。活性氢氧化铝凝胶降低了PAC的处理效率,但减轻了过量投加混凝剂时造成的处理效果恶化和残余铝浓度超标。③在铜绿微囊藻不同生长时期提取的dEOM和bEOM具有不同的浓度、组成和结构。一般dEOM和bEOM的浓度会随着培养时间的延长而增加。dEOM具有较多含氨基的有机物,bEOMDP则具有较多含苯环的有机物。bEOM具有较宽的分子量分布,且其分子量分布基本不随培养时间改变,而dEOM中大分子量有机物的含量会随着藻类培养时间的延长而减少。bEOM主要由色氨酸类有机物、芳香族类有机物和少量的溶解性微生物产有机物构成;而dEOM的组成在不同生长时期变化较大,一些新的腐殖酸类有机物、富里酸类有机物和溶解性微生物产有机物随着藻类培养时间的延长而产生。④PAC对bEOM的去除效果较好、所需投加量较少、混凝效率较高,而其对dEOM去除效果较差,且所需的混凝剂投加量较大。dEOM和bEOM的混凝去除与疏水性有机物的去除存在一定的正相关性。低分子量的有机物能被PAC有效去除,而PAC2.0对高分子量的有机物去除效果不明显。PAC对bEOM中色氨酸类和芳香族类有机物有较好的去除效果。PAC对不同dEOM和bEOM中溶解性微生物产有机物的混凝去除效果相差较大。dEOM和bEOM上的O-H、N-H、C-N和C-O活性基团与Al（III）有较强的相互作用,而Al（III）与不饱和C=N和P-H之间的相互作用较弱。⑤bEOM有促进水体中藻类去除的作用,而d EOM可能与Al（III）结合,并生成稳定络合物,阻碍了混凝的进行。且在含藻废水处理以后,水体中残留的EOM主要为dEOM。电中和作用不是藻类、dEOM和bEOM混凝去除的唯一机理。在dEOM的混凝去除过程中,Al13、Al（OH）3（am）的吸附作用使得其被少量去除。而bEOM除了与Al（III）形成不溶胶体颗粒之外,Al13的架桥作用,Al（OH）3（am）以及所产絮体的吸附、网捕、卷扫作用也在bEOM的混凝去除过程中不可或缺。⑥PAC对含藻湖泊水中藻类有较好的去除,但是对其中dEOM的去除效果较差。PAC对dEOM中芳香族类有机物有一定的去除效果,而对色氨酸类有机物和富里酸类有机物去除效果不明显。在自然水体中,dEOM与藻类或其它胶体颗粒的共絮凝作用促进了dEOM的去除。通过采用调节自然水体的pH值和使用PAC-PDMDAAC复配混凝剂的强化混凝措施,可提高dEOM的去除效果。
邹剑锋[8]（2014）在《万家寨水库水强化常规处理与应急试验研究》文中研究表明太原市呼延水厂原水取自黄河上游的万家寨水库，原水水质全年变化较大，夏季存在潜在的有机污染威胁，冬季水体则具有典型低温低浊特点。而呼延水厂现行工艺抗水质变化能力弱、水量分配不均、混凝效果不佳、沉淀效果较差、滤池负荷过高、反冲洗效果不好，使得出厂水质不稳定，且对低温低浊水的处理效果明显不佳，而应急机制不完善和深度处理工艺缺失使得呼延水厂抵抗突发有机污染的能力较弱。本课题以呼延水厂为研究对象，通过工艺运行参数校核、原水水质分析、实验室小试试验和中试试验进行研究工作，针对混凝效果不佳的问题进行强化混凝的研究，针对过滤工艺存在的问题进行强化过滤和反冲洗的研究，针对潜在的突发有机污染进行应急控制研究。针对冬季原水低温低浊的情况，通过小试研究，确定最佳的动力学参数，快速搅拌的最佳转速为350r/min，时间为0.5min；一级絮凝最佳转速为120r/min，时间为5min；二级絮凝最佳转速为80r/min，时间为10min。确定最佳混凝剂为PAS，最佳投药量为20mg/L；最佳的助凝剂为阴离子型PAM。15mg/L的PAS与0.5mg/L的阴离子型PAM联用时，混凝效果最好。中试强化混凝沉淀试验确定使用PAS作为混凝剂时混凝效果更好，PAS在投加量为17.5mg/L-22.5mg/L的范围内效果最佳。在混凝发生2-6min内投加助凝剂阴离子型PAM的效果都比较好，沉后水浊度低于1NTU。使用2#PAC作为混凝剂时，最佳的PAM投加量为0.9mg/L，最佳的PAM投加点为混凝后4min；使用PAS作为混凝剂时，最佳的PAM投加量为0.5mg/L，最佳的PAM投加点为混凝后2min。抗水量负荷变化试验中，水量增加到1.3m3/h时，单独投加PAC时沉后水浊度高于1NTU，单独投加PAS和PAC/PAM联用时沉后水浊度达到0.9NTU以上，PAS/PAM联用时沉后水浊度为0.851NTU。根据中试强化过滤试验，滤速8m/h时，经3#滤柱处理后的滤后水水质最佳。2#滤柱的最高产水量滤速为10m/h，3#滤柱的最高产水量滤速为12m/h。根据反冲洗优化试验，最适宜的反冲洗方式为：气冲阶段，强度为15L/s m2，时间为2min；混冲阶段，气强度不变，水强度为4L/s m2，时间为4min；水冲阶段，强度为8L/s m2，时间为6min。对汾河水库周边的自然和社会环境进行调查，确定苯酚、阿特拉津、百菌清为潜在的主要有机污染物。苯酚、阿特拉津和百菌清的Freundlich等温吸附曲线分别为qe=0.0121×Ce0.3752， qe=0.0227×Ce0.4555，qe=0.1032×Ce0.6801。粉末活性炭对三者吸附速率的快慢是百菌清＞阿特拉津＞苯酚，粉末活性炭对三者的吸附容量的大小是百菌清＞阿特拉津＞苯酚。根据应急控制试验结果，粉末活性炭与强化混凝联用可有效去除苯酚、阿特拉津和百菌清：对于初始浓度0.1mg/L的苯酚，投加80mg/L的粉末活性炭，投加20mg/L的2#PAC或PAS，去除率98%以上，残余浓度低于0.002mg/L，满足饮用水标准。对于初始浓度0.1mg/L的阿特拉津，投加60mg/L的粉末活性炭，投加20mg/L的2#PAC或PAS，去除率98%以上，残余浓度低于0.002mg/L，满足饮用水标准。对于初始浓度0.1mg/L的百菌清，投加20mg/L的粉末活性炭，投加20mg/L的2#PAC或PAS，去除率95%以上，残余浓度低于0.01mg/L，满足饮用水标准。论文提出的适用于呼延水厂特有的动力学控制方法和最佳混凝剂和助凝剂的种类与药量配比，为初步提高混凝沉淀工艺处理效能提供了科学依据和技术参考，可用于生产实践。对滤层配比的研究与不同反冲洗方式反冲洗效果的比较，为水厂提高滤后水水质、增强过滤工艺稳定性、提高反冲洗效果提供了理论支持。对潜在突发污染物应急控制的研究，可以帮助水厂在突发较低浓度的污染时及时采取有针对性的行动，减小污染带来的供水安全威胁，同时尽可能的降低应急处理的支出。研究成果可以在我国中北部地区进行推广，为引黄水库地表水厂水处理提供技术支持。
杜华琴,刘恋[9]（2012）在《粘土复合聚合氯化铝铁处理高藻水中藻类的研究》文中研究表明本文对粘土复合聚合氯化铝铁（PAFC）用于城市湖泊中藻类的絮凝去除进行了研究。实验结果表明,粘土复合PAFC比单独使用PAFC或粘土对藻类有更好的去除效能,其最佳投加量为9mlL-1,对叶绿素和浊度的去除率分别可以达到93.75%、90.09%（白粘土）和90.63%、93.18%（硅藻土）。相比单独投加PAFC,粘土的加入改善了絮体的性能,减少了絮体体积。实验还确定了絮凝的最佳工艺及pH值范围,最佳pH值以小于8为佳;合适的快搅速度是300rpm,快搅时间为2min;慢搅速度为30rpm,慢搅时间为15min;以先投加粘土后投加PAFC为佳。
肖海华[10]（2011）在《粘土复合聚合氯化铝铁处理高藻水中藻类的研究》文中指出对粘土复合聚合氯化铝铁（PAFC）用于城市湖泊中藻类的絮凝去除进行了研究。实验结果表明,粘土复合PAFC絮凝藻类的最佳投加量为9 mL.L-1,对叶绿素和浊度的去除率分别可以达到93.75%、90.09%（白粘土）和90.63%、93.18%（硅藻土）。实验还确定了絮凝的最佳工艺及pH范围,最佳pH以小于8为佳;合适的快搅速度是300 rpm,快搅时间为2 min;慢搅速度为30 rpm,慢搅时间为15 min。
二、聚合氯化铝铁的性质与羟铁比的关系及其混凝除藻性能的研究（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、聚合氯化铝铁的性质与羟铁比的关系及其混凝除藻性能的研究（论文提纲范文）
（1）藻源有机物特性对混凝-超滤工艺的影响及作用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 研究概述 |
| 1.2.1 藻类污染及危害 |
| 1.2.2 藻类处理技术及研究现状 |
| 1.3 本研究拟解决的关键问题及研究内容 |
| 1.3.1 拟解决的关键问题 |
| 1.3.2 研究内容和技术路线 |
| 第二章 藻类有机物和腐殖酸在混凝-超滤过程中的相互作用 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验药品与仪器 |
| 2.2.2 实验藻种的选择和培养 |
| 2.2.3 实验水样制备及实验方法 |
| 2.2.4 分析方法和测试指标 |
| 2.3 藻类有机物和腐殖酸在混凝过程的相互作用 |
| 2.3.1 混凝剂投加量对EOM和HA相互作用的影响 |
| 2.3.2 三维荧光和分子量表征 |
| 2.3.3 絮体粒径的动态分析 |
| 2.4 藻类有机物和腐殖酸在超滤过程中的相互作用 |
| 2.4.1 膜污染及其可逆性分析 |
| 2.4.2 絮体性质对膜污染的影响 |
| 2.5 藻类有机物和腐殖酸相互作用的机理分析 |
| 2.5.1 傅里叶红外光谱和Zeta电位分析 |
| 2.5.2 XDLVO理论分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 藻类有机物对蓝藻超滤过程的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料和方法 |
| 3.2.1 实验药品与仪器 |
| 3.2.2 实验藻种和水样制备 |
| 3.2.3 超滤过程和分析方法 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 不同水样的膜污染分析 |
| 3.3.2 不同水样的有机成分分析 |
| 3.3.3 有机物去除效果研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 次氯酸钠-活性碳工艺对蓝藻及其有机物混凝-超滤过程的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料和方法 |
| 4.2.1 实验药品和仪器 |
| 4.2.2 实验藻种和水样制备 |
| 4.2.3 实验方法和测试指标 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 次氯酸钠-活性碳工艺对蓝藻及其有机物混凝过程的影响 |
| 4.3.2 次氯酸钠-活性碳工艺对蓝藻及其有机物超滤过程的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（2）除藻剂应急治理湖水蓝藻水华案例分析（论文提纲范文）
| 1 广东某湖水质及水生态现状 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 原水水质与试剂 |
| 2.2 水化学与水生生物检测 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 硫酸铜除藻实验 |
| 2.3.2 高锰酸钾除藻实验 |
| 2.3.3 混凝除藻实验 |
| 3 试验结果与讨论 |
| 3.1 硫酸铜除藻实验 |
| 3.2 高锰酸钾除藻实验 |
| 3.3 聚合氯化铝除藻实验 |
| 4 实验小结 |
| (1) 硫酸铜投加量大于0.05 |
| (2) 高锰酸钾投加量为0.25～0.5 |
| (3) 聚合氯化铝投加量超过20 |
| 5 应急处置工程案例分析 |
| 5.1 药剂投加方式及用量 |
| 5.2 实施效果 |
| 6 结论与建议 |
（3）藻类混凝—超滤过程的影响机制与絮体特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水环境污染现状 |
| 1.2 藻的组成及对水体水质的影响 |
| 1.2.1 藻类组成 |
| 1.2.2 藻类对水体水质的影响 |
| 1.3 藻类及其有机物的处理技术 |
| 1.3.1 混凝-沉淀法 |
| 1.3.2 氧化法 |
| 1.3.3 吸附法 |
| 1.3.4 过滤法 |
| 1.4 混凝及混凝剂 |
| 1.4.1 混凝的基本原理 |
| 1.4.2 混凝剂及其分类 |
| 1.4.3 铝的水解形态及测试 |
| 1.4.4 絮体形态检测方法 |
| 1.4.5 絮体破碎再絮凝的研究进展 |
| 1.5 课题的研究意义与研究内容 |
| 1.5.1 课题的来源与意义 |
| 1.5.2 课题的主要研究内容 |
| 1.5.3 本文的技术路线图 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验水样配置 |
| 2.1.1 藻种培养与有机物的分离 |
| 2.1.2 实验水样配置 |
| 2.2 混凝剂的制备与表征 |
| 2.2.1 混凝剂的制备 |
| 2.2.2 混凝剂的表征 |
| 2.3 实验过程 |
| 2.3.1 混凝实验 |
| 2.3.2 超滤实验 |
| 2.3.3 絮体破碎再絮凝实验 |
| 2.3.4 水质分析 |
| 第三章 不同铝形态混凝剂对藻类混凝过程的影响 |
| 3.1 原始藻液的混凝过程 |
| 3.1.1 三种含藻水体的水样性质 |
| 3.1.2 投加量的影响 |
| 3.1.3 EOM的影响 |
| 3.1.4 絮体性质 |
| 3.1.5 水体pH值的影响 |
| 3.2 裸藻细胞的混凝过程 |
| 3.2.1 三种裸藻细胞的扫描电镜图 |
| 3.2.2 投加量的影响 |
| 3.2.3 絮体性质 |
| 3.2.4 裸藻细胞混凝过程机理图 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 无机复合高分子絮凝剂的协同优化作用研究 |
| 4.1 本章引言 |
| 4.2 实验水样性质 |
| 4.3 投加量的影响 |
| 4.4 PH值的影响 |
| 4.4.1 pH值对浊度和藻细胞去除率的影响 |
| 4.4.2 pH对EOM去除率的影响 |
| 4.5 混凝过程中絮体性质 |
| 4.5.1 Al2(SO4)3、Al13、Al30和PAC混凝剂形成絮体的性质 |
| 4.5.2 不同铝形态复合混凝剂形成絮体的性质 |
| 4.5.3 PDADMAC复合混凝剂形成絮体的性质 |
| 4.6 不同混凝剂形成絮体的扫描电镜图 |
| 4.7 二次投加过程 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 不同铝形态混凝剂在缓解藻类膜污染方面的应用 |
| 5.1 本章引言 |
| 5.2 原始藻液的膜污染过程 |
| 5.2.1 膜比通量 |
| 5.2.2 有机物的影响 |
| 5.2.3 絮体性质的影响 |
| 5.2.4 膜表面扫描电镜分析 |
| 5.2.5 膜表面原子力显微镜分析 |
| 5.2.6 膜表面接触角分析 |
| 5.2.7 原始藻液混凝超滤过程膜污染机理图 |
| 5.3 裸藻的膜污染过程 |
| 5.3.1 膜比通量 |
| 5.3.2 絮体性质的影响 |
| 5.3.3 膜表面扫描电镜分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 6.3 论文创新点 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间的研究成果 |
| 参考文献 |
（4）混凝去除铜绿微囊藻的效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题背景及目的 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 概述 |
| 1.2.2 水华对水处理的影响 |
| 1.2.3 可除藻的处理单元 |
| 1.2.4 氧化剂的种类 |
| 1.3 本文主要研究内容和研究框架 |
| 1.3.1 本文的主要研究内容 |
| 1.3.2 论文研究框架 |
| 第二章 铁盐混凝除藻与裸藻的效能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 藻细胞选择与培养 |
| 2.2.2 材料和试剂 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 分析测试方法 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 不同pH条件下铜绿微囊藻的去除率 |
| 2.3.2 铁盐混凝去除铜绿微囊藻絮体粒径变化 |
| 2.3.3 铜绿微囊藻溶液的 Zeta 电位变化 |
| 2.3.4 不同pH条件下裸藻的去除率 |
| 2.3.5 铁盐混凝去除裸藻的絮体粒径变化 |
| 2.3.6 裸藻溶液的Zeta电位变化 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 铜绿微囊藻与裸藻在铁盐混凝除藻中的对比 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和试剂 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 不同pH条件下藻与裸藻的去除率的对比 |
| 3.3.2 铁盐混凝除藻过程中絮体粒径变化 |
| 3.3.3 铁盐混凝除藻过程中Zeta电位变化 |
| 3.3.4 EOM的三维荧光图 |
| 3.3.5 不同条件混凝后藻与裸藻絮体的电镜图 |
| 3.4 EOM抑制铁盐混凝除藻的机理分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 预氯化去除胞外物质强化混凝除藻 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验所用的药剂 |
| 4.2.2 实验用水 |
| 4.2.3 混凝试验 |
| 4.2.4 扫描电镜表征 |
| 4.2.5 三维荧光 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 预氯化后对藻细胞形态的影响 |
| 4.3.2 预氯化后剩余铁浓度的变化 |
| 4.3.3 预氯化混凝除藻的粒径变化 |
| 4.3.4 预氯化混凝除藻的去除率变化 |
| 4.3.5 预氯化前后Zeta电位的变化 |
| 4.3.6 氯对EOM的影响 |
| 4.3.7 絮体电镜分析 |
| 4.3.8 次氯酸钠预氯化混凝除藻的机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间所取得的相关科研成果 |
| 致谢 |
（5）螺旋流场数值模拟及微藻絮凝效果研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 研究内容及整体方案 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 絮凝动力学理论及其研究进展 |
| 2.2 分形理论在絮凝过程研究中的应用 |
| 2.3 微藻絮凝研究现状 |
| 2.4 计算流体力学与数值模拟技术 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 螺旋管絮凝采收微藻研究体系的构建 |
| 3.1 微藻培养方法 |
| 3.2 试验材料与仪器 |
| 3.3 微藻絮凝的最佳药剂条件 |
| 3.4 微藻采收实验装置的设计 |
| 3.5 影响因素及水平的确定 |
| 3.6 数值模拟及絮凝试验方案 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 螺旋管絮凝反应器流场的数值模拟 |
| 4.1 计算模型的建立 |
| 4.2 边界条件设置及模型求解 |
| 4.3 数值模拟结果分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 絮凝实验 |
| 5.1 单因素试验结果与讨论 |
| 5.2 正交试验结果与讨论 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（6）混凝工艺去除水源水中藻类物质研究进展（论文提纲范文）
| 1混凝机理 |
| 1. 1压缩双电层 |
| 1. 2吸附电中和 |
| 1. 3吸附架桥 |
| 1. 4网捕卷扫 |
| 2无机混凝剂 |
| 2. 1传统无机混凝剂 |
| 2. 2无机高分子混凝剂 |
| 3有机混凝剂 |
| 3. 1天然有机高分子混凝剂 |
| 3. 2人工合成有机高分子混凝剂 |
| 4复合混凝剂 |
| 4. 1 PAC-PDMDAAC复合混凝剂 |
| 4. 2 PAFC-PDMDAAC复合混凝剂 |
| 4. 3 AS-PDMDAAC复合混凝剂 |
| 4. 4 PFS-PDMDAAC复合混凝剂 |
| 4. 5无机和无机复合混凝剂 |
| 4. 6磁性复合混凝剂 |
| 5小结 |
（7）新型凝胶法制备聚合氯化铝及含藻水体中dEOM和bEOM的混凝去除研究（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 藻类及藻类有机物对饮用水安全的威胁及控制措施 |
| 1.2.1 水体富营养化与水华污染 |
| 1.2.2 藻类有机物的污染及对饮用水安全的威胁 |
| 1.2.3 藻类有机物的组成与特性 |
| 1.2.4 藻类有机物的处理技术 |
| 1.3 混凝法与混凝剂 |
| 1.3.1 混凝法 |
| 1.3.2 混凝剂 |
| 1.3.3 影响混凝效果的因素 |
| 1.3.4 混凝机理 |
| 1.4 聚合氯化铝的制备方法 |
| 1.4.1 聚合氯化铝的制备方法及其特点 |
| 1.4.2 聚合氯化铝的铝形态转化过程 |
| 1.5 论文的研究意义与研究内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究目的 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 1.5.5 课题来源及资助情况 |
| 2 新型凝胶法制备聚合氯化铝及产品性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验试剂与仪器 |
| 2.3 试验方法与分析方法 |
| 2.3.1 新型凝胶法制备聚合氯化铝 |
| 2.3.2 聚合氯化铝中总铝含量的测定方法 |
| 2.3.3 Al-Ferron逐时络合比色法对聚合氯化铝中铝形态的测定 |
| 2.3.4 27Al NMR法对聚合氯化铝中铝形态的测定 |
| 2.3.5 聚合氯化铝的X射线衍射分析 |
| 2.3.6 聚合氯化铝的红外光谱分析 |
| 2.3.7 对低浊水的混凝试验 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 聚合氯化铝的铝形态分布研究 |
| 2.4.2 制备条件对聚合氯化铝性能的影响 |
| 2.4.3 聚合氯化铝的稳定性研究 |
| 2.4.4 聚合氯化铝在制备、陈化过程中的铝形态转化过程研究 |
| 2.4.5 聚合氯化铝混凝性能研究 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 活性氢氧化铝凝胶对聚合氯化铝性能的影响研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 试验试剂、仪器与方法 |
| 3.2.1 试验试剂和仪器 |
| 3.2.2 活性氢氧化铝凝胶的制备方法 |
| 3.2.3 活性氢氧化铝凝胶在聚合氯化铝制备、陈化阶段的影响研究 |
| 3.2.4 藻类的培养 |
| 3.2.5 对含藻模拟废水的混凝试验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 活性氢氧化铝凝胶对聚合氯化铝铝形态分布的影响 |
| 3.3.2 活性氢氧化铝凝胶对聚合氯化铝混凝性能的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 聚合氯化铝对含藻水体中dEOM和bEOM的混凝去除及相关机理研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 试验试剂、仪器与样品 |
| 4.2.1 试验试剂与仪器 |
| 4.2.2 聚合氯化铝的制备方法 |
| 4.2.3 铜绿微囊藻的培养 |
| 4.2.4 dEOM和bEOM的提取方法 |
| 4.3 试验方法与分析方法 |
| 4.3.1 DOC、紫外光谱和SUVA分析方法 |
| 4.3.2 三维荧光光谱分析方法 |
| 4.3.3 分子量分布分析方法 |
| 4.3.4 红外光谱分析方法 |
| 4.3.5 X射线能谱分析方法 |
| 4.3.6 对含藻废水中藻类、dEOM和bEOM的混凝试验 |
| 4.3.7 扫描电子显微镜分析方法 |
| 4.4 藻类的混凝试验结果与讨论 |
| 4.4.1 铜绿微囊藻的生长曲线 |
| 4.4.2 聚合氯化铝对不同生长时期藻类的混凝去除效率研究 |
| 4.5 dEOM和bEOM的混凝试验结果与讨论 |
| 4.5.1 混凝试验前后水体中dEOM和bEOM的DOC和SUVA值 |
| 4.5.2 混凝试验前后水体中dEOM和bEOM的紫外光谱研究 |
| 4.5.3 分子量对dEOM和bEOM混凝去除的影响研究 |
| 4.5.4 混凝试验前后水体中dEOM和bEOM的三维荧光光谱研究 |
| 4.6 dEOM和bEOM的混凝去除机理研究 |
| 4.7 dEOM、bEOM与PAC的相互作用研究 |
| 4.8 本章小结 |
| 5 混凝对自然水体中藻类和dEOM的去除研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验材料、仪器与方法 |
| 5.2.1 试验材料与仪器 |
| 5.2.2 混凝剂的制备 |
| 5.2.3 湖泊水水质情况 |
| 5.2.4 对自然水体中藻类和dEOM的混凝试验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 混凝对自然水体中浊度的去除研究 |
| 5.3.2 混凝对自然水体中dEOM的去除研究 |
| 5.3.3 三维荧光光谱分析 |
| 5.3.4 混凝去除自然水体中藻类和dEOM的机理研究 |
| 5.3.5 强化混凝处理dEOM的研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 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公开和授权的国家发明专利目录 |
| C作者在攻读博士学位期间参加的科研课题目录 |
| D作者在攻读博士学位期间获奖情况目录 |
（8）万家寨水库水强化常规处理与应急试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景及目的和意义 |
| 1.1.1 课题研究的背景 |
| 1.1.2 课题研究的目的和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 强化混凝 |
| 1.2.2 强化过滤 |
| 1.2.3 突发特种有机物污染应急处理 |
| 1.2.4 存在问题与发展趋势 |
| 1.3 课题来源及主要研究内容、技术路线 |
| 1.3.1 课题来源 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 试验仪器及主要研究方法 |
| 2.1 试验地水厂 |
| 2.1.1 呼延水厂简介 |
| 2.1.2 呼延水厂工艺分析 |
| 2.2 试验药剂 |
| 2.3 检测指标、仪器与方法 |
| 2.4 中试设备 |
| 2.5 试验方法 |
| 2.5.1 小试试验 |
| 2.5.2 中试试验 |
| 2.5.3 应急控制试验 |
| 2.6 潜在突发有机物污染分析 |
| 第3章 混凝动力学小试研究 |
| 3.1 原水水质分析 |
| 3.2 混凝动力学参数试验 |
| 3.3 混凝剂比选试验 |
| 3.4 助凝剂比选试验 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 强化常规工艺中试研究 |
| 4.1 强化混凝沉淀 |
| 4.1.1 混凝剂最优投加量试验 |
| 4.1.2 助凝剂最佳投加量和投加点试验 |
| 4.1.3 混凝剂/助凝剂抗水量负荷试验 |
| 4.2 强化过滤试验 |
| 4.2.1 不同滤层配比过滤效率研究 |
| 4.2.2 不同滤速过滤效率研究 |
| 4.3 反冲洗优化试验 |
| 4.3.1 反冲洗废水浊度变化 |
| 4.3.2 初滤水浊度变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 突发特种有机物污染应急控制研究 |
| 5.1 粉末活性炭等温吸附曲线 |
| 5.2 粉末活性炭吸附特种有机污染物研究 |
| 5.3 强化混凝去除特种有机污染物研究 |
| 5.4 粉末活性炭/强化混凝联合去除特种有机污染物研究 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（9）粘土复合聚合氯化铝铁处理高藻水中藻类的研究（论文提纲范文）
| 一、材料与方法 |
| 1、实验材料 |
| (1) 试剂 |
| (2) 粘土矿物 |
| (3) 实验用水 |
| (4) 分析仪器 |
| 2、实验方法 |
| (1) PAFC的制备 |
| (2) 凝聚实验 |
| (3) pH值对粘土复合PAFC凝聚藻类的影响 |
| (4) NTU的测定 |
| (5) 叶绿素α的测定[18] |
| (6) 絮体体积的测定 |
| (7) 藻类的去除率 |
| 二、结果与讨论 |
| 1、粘土和PAFC对藻类的凝聚作用 |
| 2、粘土的加入对PACF絮凝藻类的影响 |
| 3、粘土复合PAFC对藻类的凝聚作用 |
| 4、药剂投放顺序对粘土复合PAFC絮凝效能的影响 |
| 5、搅拌参数对粘土复合PAFC絮凝效能的影响 |
| 6、pH值对粘土复合PAFC絮凝效能的影响 |
| 三、结论 |
（10）粘土复合聚合氯化铝铁处理高藻水中藻类的研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 粘土和PAFC对藻类的凝聚作用 |
| 2.2 粘土的加入对PACF絮凝藻类的影响 |
| 2.3 粘土复合PAFC对藻类的凝聚作用 |
| 2.4 搅拌参数对粘土复合PAFC絮凝效能的影响 |
| 2.5 pH对粘土复合PAFC絮凝效能的影响 |
| 3 结论 |
四、聚合氯化铝铁的性质与羟铁比的关系及其混凝除藻性能的研究（论文参考文献）
- [1]藻源有机物特性对混凝-超滤工艺的影响及作用机制[D]. 梁辉凯. 济南大学, 2021
- [2]除藻剂应急治理湖水蓝藻水华案例分析[J]. 陈思莉,邴永鑫,常莎,虢清伟,张政科,姚玲爱,梁荣昌,曾圣科. 中国农村水利水电, 2019(03)
- [3]藻类混凝—超滤过程的影响机制与絮体特性研究[D]. 张大为. 西安建筑科技大学, 2018(06)
- [4]混凝去除铜绿微囊藻的效能研究[D]. 骆丽宁. 河北工业大学, 2017(01)
- [5]螺旋流场数值模拟及微藻絮凝效果研究[D]. 杨志立. 中国矿业大学, 2017(03)
- [6]混凝工艺去除水源水中藻类物质研究进展[J]. 郑欣钰,郑怀礼,赵斯怡,陈伟,闫正乾,董林辉. 化学研究与应用, 2015(11)
- [7]新型凝胶法制备聚合氯化铝及含藻水体中dEOM和bEOM的混凝去除研究[D]. 唐晓旻. 重庆大学, 2015(07)
- [8]万家寨水库水强化常规处理与应急试验研究[D]. 邹剑锋. 哈尔滨工业大学, 2014(03)
- [9]粘土复合聚合氯化铝铁处理高藻水中藻类的研究[J]. 杜华琴,刘恋. 水工业市场, 2012(02)
- [10]粘土复合聚合氯化铝铁处理高藻水中藻类的研究[J]. 肖海华. 广东化工, 2011(07)