一、反渗透和纳滤工艺对饮用水中致突变物去除的试验研究（论文文献综述）
汪磊[1]（2021）在《给水管网终端饮用水中痕量卤乙酸的变化规律与去除机制》文中研究指明消毒副产物（Disinfection Byproducts,DBPs）是一类在饮水消毒过程中生成的有害污染物,它们一旦生成将会通过给水管网直接输送至终端用户。由于消毒剂和管网中微生物的作用,终端饮用水中DBPs的含量会随供水时间发生变化,当净水厂受DBPs前体物季节性冲击负荷增大时终端饮用水的健康风险增加。当前缺少对给水管网终端饮用水中痕量DBPs变化规律的全面分析,对常规终端净水装置运行过程中去除DBPs效能的研究较少,对饮水终端控制技术的研究不能满足用户对水质安全保障的需求。对此,本课题主要研究了如下内容:首先对SZ市某区域的给水管网终端饮用水开展了为期一年的水质调查,在此基础上探究了其中痕量DBPs的种类差异、时间变化、毒性贡献。结果表明,水样中检出了三卤甲烷（Ttrihalomethanes,THMs）、卤乙酸（Haloacetic acids,HAAs）、卤乙醛（Haloacealdehydes,HALs）和卤乙腈（Haloacetonitriles,HANs）四类共计16种DBPs。其中,含碳DBPs的检出率为57～100%,显着高于含氮DBPs的检出率;氯代DBPs的质量浓度最高,溴代DBPs次之,未检出碘代DBPs。在时间变化方面,THMs、HAAs、HALs在夏季的平均质量浓度显着高于其它季节。毒性评估结果表明,HALs和HAAs是终端饮用水中痕量DBPs的主要风险来源。同时,考察了基于过滤-吸附-煮沸联用工艺的终端净水装置在长期稳定运行过程中对THMs、HAAs、HALs及HANs的去除效能,解析了装置中各工艺单元的脱毒效能与机制。结果表明,由于活性炭吸附容量逐步饱和,装置对THMs和HAAs的去除效能随运行周期的延长而显着下降;由于加热器煮沸去除的作用,装置对HALs和HANs的去除效能在整个运行周期内维持在100%。装置中聚丙烯纤维棉过滤单元对上述四类DBPs均无明显去除效果;活性炭吸附单元对四类DBPs的去除效能顺序依次为HALs≈THMs>HANs>HAAs;加热器煮沸单元可去除42～89%的THMs、90～96%的HALs和5～82%的HANs。装置长期运行中可降低62%以上由DBPs导致的细胞毒性风险。经装置处理后,饮用水中的HAAs具有显着代表性,是典型难去除的DBPs。为进一步去除饮用水中残留的HAAs,研究了254 nm紫外光对七种常见HAAs的降解效能和反应机制。动力学研究结果表明,水中七种HAAs的光解速率常数介于一氯乙酸的0.15 m2/Einstein与二溴乙酸的6.41 m2/Einstein之间。根据定量构效关系模型可得,空间效应常数、摩尔吸光系数、碳卤键键能等分子结构和吸光特性是影响HAAs光解速率的重要因素。通过分析光解产物发现,HAAs光解的共同产物包括卤素离子、甲酸、甲醛和卤甲烷,其中氯代HAAs主要通过同步脱羧脱卤生成氯离子和二氧化碳实现降解,而溴代和碘代HAAs则先通过脱卤生成不含卤素的中间产物实现降解。进一步研究表明,254 nm紫外光的直接光解作用是HAAs降解的主要贡献者,同时羟基自由基（Hydroxl radicals,·OH）引发的间接光解作用也参与了氯代HAAs的降解。这些·OH源于紫外光激发氯代HAAs及其光解产物后的电子转移,即溶氧作为电子受体生成过氧化氢,过氧化氢在光照条件下激发生成·OH,进而促进氯代HAAs的降解。在水力停留时间范围内,HAAs的光解效率介于一氯乙酸的6.6%至二碘乙酸的99.9%之间。因此,使用紫外光处理终端饮用水后可能仍有HAAs残留,有必要实施其它工艺与紫外光辐照法互补,进一步降低水中HAAs浓度。最后考察了闭合循环反渗透工艺对HAAs的去除效能,探究了HAAs的跨膜机制及归趋,并解析了工艺参数和水质参数对反渗透工艺去除HAAs效能的影响。结果表明,该工艺对HAAs的总量去除率在一氯乙酸的89.2%至三氯乙酸的99.8%之间。对具有相同卤代程度的HAAs,工艺的去除效能相近;对具有相同卤素取代基的HAAs,工艺的去除效能随其卤代程度的增加而增加。初始进水中80.8±7.9%的HAAs在膜孔筛分效应和膜表面静电排斥的作用下富集于浓水,4.4±4.4%的HAAs跨膜进入清水,8.3±5.5%的HAAs通过膜吸附滞留于反渗透膜中,剩余6.5±1.5%的HAAs则通过水解、挥发和管壁吸附实现去除。进水p H值的升高、膜组件使用周期的延长及实际饮水环境会显着提升工艺对HAAs的去除效率。综合分析水质、能耗及投资成本,闭合循环反渗透工艺相较于传统单级反渗透工艺或更适于去除给水管网终端饮用水中的痕量HAAs。当饮用水终端水质出现季节性波动时,本研究可为水中痕量DBPs的高效控制提供科学依据,相关研究成果对保障给水管网终端饮用水的水质安全有积极意义。
郝松泽[2]（2020）在《微污染原水生物滤池/超滤耦合处理工艺优化及膜污染调控研究》文中指出近年来,随着工厂排污的增加和农田化肥的大量使用,地表水源水中氨氮和有机物浓度显着提高,居民若长期饮用不经处理的高氨氮地表水,可导致人体器官癌变。实践证明,城市水厂采用的“混凝-沉淀-过滤-消毒”工艺对水中的氨氮无明显去除效果,饮用水中氨氮浓度依然存在超标风险。研究发现,采用生物滤池+超滤组合工艺可有效降解氨氮和有机污染物,但该工艺处理微污染原水时会导致硝态氮和亚硝态氮浓度的升高,同时还伴随着严重的膜污染问题。为解决此问题,本研究采用生物过滤+超滤耦合工艺处理微污染原水时,通过优化滤料种类的组合,制备新型滤料等方式,旨在提高微污染原水中有机污染物和“三氮”的去除效果,调控超滤膜污染。论文首先考察了常规生物滤池+超滤工艺以及组合滤料的优化对微污染原水中“三氮”的处理效果和对膜污染的影响;其次,通过实验制备出可高效降解“三氮”污染物的新型双金属催化剂,探究其催化降解机理;最后,将该新型催化剂应用到生物滤池工艺中,提出双金属催化滤料生物滤池工艺（BC-Biofilter）,通过与超滤工艺耦合处理微污染原水,并分析其作为超滤预处理工艺对膜污染的减缓调控作用。研究结果表明:1、当采用常规生物滤池+超滤组合工艺时,常规生物滤池对氨氮和TOC的去除率分别可达到85%和79%。然而,出水硝态氮和亚硝态氮浓度分别提高了130%和65%,超滤膜产生了严重的膜污染问题。通过采用三维荧光光谱图、红外光谱以及凝胶色谱分析手段可知,水体中的芳香蛋白质类和富里酸等有机物是引起超滤膜污染的主要污染物。2、为有效降解生物滤池中因硝化作用产生的硝酸盐氮和亚硝酸盐氮,实验对生物滤池中的滤料进行了优化。研究结果表明:采用活性炭-颗粒硅藻土滤料较活性炭-石英砂、活性炭-沸石滤料这三种组合滤料均对硝酸氮和亚硝酸氮无明显去除效果。然而研究发现活性炭-颗粒硅藻土滤料在减缓超滤膜污染方面显着优于其他两种组合滤料。3、研究发现,将钯-锡金属和Fe0负载到γ-Al2O3-硅藻土载体滤料上制备出的新型双金属催化剂可将硝酸盐氮氮还原成氮气,去除效率可达到78%以上。该催化剂的催化活性可达到0.42 mg/（L?g?min）,催化还原反应符合L-H一阶动力学方程,其再生恢复率高达到99.9%。4、在优化生物滤池中组合滤料时发现,将该双金属催化剂替代常规石英砂滤料,形成的双金属催化滤料生物滤池工艺可有效提高硝酸盐氮的去除效率。研究结果表明该新型滤池对硝态氮和亚硝态氮的去除率分别达到60%和90%以上,出水浓度分别降低到0.13mg/L和0.009mg/L以下。5、双金属催化滤料生物滤池/超滤耦合工艺处理微污染原水时具有显着的处理效果。不仅实现水中“三氮”污染物、有机物得到有效去除,超滤膜污染速率也得到有效控制。研究表明,滤池内生化系统可去除水中的芳香蛋白质和富里酸等有机物,有效的防止了有机物对超滤膜造成污染;催化还原反应提高了滤池出水Zeta电位的电负性,胶体颗粒和絮体在静电斥力的作用下不易在膜表面沉积。6、双金属催化滤料生物滤池内形成的微絮凝,可去除水体中粒径在200-350nm的胶体颗粒,有效的防止超滤膜过滤孔径的堵塞,同时微絮凝可有效降低胶体颗粒与超滤膜之间的范德华作用力,改变双电层作用力的方向,从而可保证絮体在膜表面形成高孔隙率滤饼层。双金属催化生物滤池内发生的生物降解、催化还原和微絮凝的协同作用,不仅解决了微污染饮用水中的“三氮”问题,同时可有效减缓超滤膜污染。
李雨轩[3]（2019）在《超滤-纳滤双膜组合工艺在高品质饮用水处理中的研究》文中指出近几年来,随着我国经济实力的不断增长,人民生活水平也得到了巨大的改善。国家在供水基础设施上的大规模高强度投入,化解了供水水量不足的问题。供水行业中的主要矛盾已经从供水匮乏的矛盾转向如何进一步提高水质的矛盾。量质并举,质量优先已经成为水行业研究者以及各地水务部门的共识。现行工艺在应对微生物、有机污染物等问题时,一贯采取的手段是投加混凝剂并附以氧化和消毒过程。尽管出厂水符合国家饮用水卫生标准,而氧化消毒所产生消毒副产物以及现行工艺对微量有机物去除能力较差的问题在生产高品质饮用水上面亟待解决。超滤—纳滤组合工艺作为纯粹的物理性工艺,大大减少了消毒剂的剂量,在一定程度上解决了氯化消毒副产物的问题。在水质化学安全性方面有了更大幅度的保障。此外,超滤—纳滤组合工艺在对水中致病微生物、微量有机物的去除方面,较常规工艺也有显着提高。因此,基于高品质饮用水的需求,本文开展了超滤—纳滤双膜组合工艺直接处理东太湖水的中试研究,并进行了嗅味物质（二甲基异莰醇（2-MIB）和土臭素（GSM））在原水中的投加实验。本试验的主要研究结果如下:（1）东太湖水年均浊度为55.73NTU,年均CODMn为4.24mg/L,年均UV254为0.1015cm-1,年均DOC为2.69mg/L。从以上数据可以看出,东太湖水中有机物含量较高,属于典型的Ⅲ类水体。水中的有机物分子量分布主要集中在1k-3kDa,其次是小于1kDa以及3k-10kDa两个区域;有机物主要以强疏性组分和极亲性组分构成,强疏性组分以腐殖质类有机物为代表,极性亲水性组分以芳香族蛋白质为代表;结合对原水三维荧光的分析可知水中既存在由藻类和生物分解造成的物质,同时也存在由生产生活而造成的蛋白质类有机物的污染。（2）原水经过5mm的细格栅过滤后直接进入超滤—纳滤组合工艺,组合工艺产水量为5.57m3/d。通过长达13个月的不间断现场中试,证明超滤—纳滤双膜组合工艺可以稳定的运行。超滤系统每30min进行一次水力反冲洗,冲洗时间为30秒;每24h进行一次化学强化反冲洗。这样的清洗频率降低了超滤膜的污染速率,为纳滤系统创造了良好的进水条件。纳滤在运行过程中会定期（夏季60ml/3-4天;冬季60ml/7天）投加杀菌剂,杀菌剂的投加可以缓解纳滤膜的污染速率,延长双膜工艺的运行周期,为双膜工艺的稳定运行提供了保障。（3）原水经过超滤膜后,出水浊度平均值为0.12NTU,出水CODMn平均值为2.39mg/L,出水UV254平均值为0.0509cm-1,出水DOC平均值为2.47mg/L。超滤对原水浊度的高去除率为纳滤创造了良好的进水条件。超滤—纳滤组合工艺最终出水浊度在0.05NTU以下,出水CODMn平均值为0.58mg/L,出水UV254平均值为0.0057cm-1,出水DOC平均值为0.38mg/L。超滤—纳滤组合工艺对有机物指标CODMn和DOC的去除率均在80%以上,对UV254的去除在90%以上。这说明组合工艺对于水中的有机物有着良好的去除效果。（4）对超滤—纳滤组合工艺产水有机物特性的分析表明,超滤主要去除水中大分子蛋白质类物质和中分子的强疏水性组分和弱疏水性组分,去除率分别是72.4%和26.8%。最终组合工艺去除了水中绝大多数的大分子和中分子物质,仅有部分小分子腐殖酸和微生物代谢产物有所剩余,对于各分子量区间的去除率分别为96.7%,84.2%和71.4%。同时,三维荧光及亲疏水性分离结果也表明超滤对于代表亲水性蛋白质类荧光峰B峰和代表疏水性荧光物质的C峰去除效果较好,去除率分别为24.4%和25.3%。最终组合工艺将90%以上的亲水性蛋白质类荧光物质去除,而对于疏水性的富里酸类荧光和腐殖酸类荧光物质的去除也在70%以上。最终工艺产水已经符合瓶（桶）装饮用纯净水卫生标准（GB17324-2003）,最大程度的保证了产水的生物安全性和化学安全性。（5）原水的年平均溶解性固体总量（TDS）为205.24mg/L,经过超滤膜后,水中溶解性固体总量（TDS）平均值198.11mg/L,超滤对水中溶解性固体总量的去除率为4.5%。超滤—纳滤组合工艺最终产水的平均溶解性固体总量（TDS）为129.29mg/L,对于水中TDS的去除率在35%左右。这说明组合工艺去除水中溶解性固体总量主要依靠纳滤膜。将原水、超滤产水和纳滤产水进行离子检测后发现,纳滤膜对于水中二价阴阳离子均有较好的去除效果。水中Ca2+、Mg2+、SO42-的含量分别为38.1mg/L、8.6mg/L和50.8mg/L,经过纳滤膜后分别降至26.6mg/L、5.9mg/L和5.7mg/L。去除率分别为30.1%,31.4%和88.7%。而超滤对于水中的例子几乎没有去除效果。组合工艺对SO42-的高去除率以及对Ca2+、Mg2+有所保留的去除既可以降低了纳滤膜表面结垢的风险,又满足了人们对于水质和口感的双重要求。（6）为了研究组合工艺对于水中致嗅物质的去除效果,本实验将原水中臭素、二甲基异莰醇的浓度分别调配为55.3ng/L、76.3ng/L、98.2ng/L、150.2ng/L和191.7ng/L。经过超滤—纳滤组合工艺后出水浓度分别为8.96 ng/L、18.97 ng/L、21.72 ng/L、35.37 ng/L和42.54 ng/L。最终结论表明组合工艺对于两种致嗅物质的去除率均在70%80%之间。组合工艺对于嗅味物质的去除主要依靠纳滤膜,纳滤对于土臭素和二甲基异莰醇的平均去除率分别为70.6%和77.2%。而原水经过超滤后二甲基异莰醇和土臭素的浓度分别降低1.6%和5.47%,这说明超滤对于水中的嗅味物质的去除能力较弱。
余晓敏[4]（2019）在《氯代酮/醛类消毒副产物的生成机理及其在常规净水工艺中的生成潜能评估》文中进行了进一步梳理消毒副产物（DBPs）是一类具有“致畸、致癌、致突变”作用的物质,对饮用水安全产生极大威胁。卤代酮（HKs）和卤代醛（HAs）作为新兴消毒副产物,在饮用水中的含量仅次于三卤甲烷（THMs）、卤乙酸（HAAs）和卤乙腈（HANs）,其在自来水出厂水中的浓度均能达到μg·L-1级别,且在消毒体系中常被一同检出,因此近年来受到广泛关注。卤代酮/醛类消毒副产物的形成及控制研究对饮用水安全保障具有重要意义。本文以两类典型新兴消毒副产物氯代酮（CKs）（二氯丙酮,1,1-DCP;三氯丙酮,1,1,1-TCP）和水合氯醛（CH）为研究对象,探究其在氯消毒体系中的生成机理并评估其在常规净水工艺中的生成潜能。以常见的6大类共14种天然有机物为对象,研究了不同有机物在氯化消毒过程中的氯代酮/醛生成潜力。结果表明,富里酸、柠檬酸、苹果酸、L-苏氨酸和L-天冬酰胺具有较高的氯代酮/醛生成势。有机物生成氯代酮/醛的过程主要包括2个阶段:首先前驱物经氧化、脱羧等过程生成乙醛和丙酮,其次被逐步氯代生成氯代醛和氯代酮。实际水体的消毒实验表明,氯代酮/醛的生成势与水样中有机物的浓度无必然联系,但与水样中醇羟基及羰基官能团的含量呈正相关（R2=0.690.98）。氯消毒过程中,加氯量、pH、溴离子和金属离子等因素对氯代酮/醛的生成势均存在影响。1,1-DCP、1,1,1-TCP和CH的生成势与加氯量之间存在良好的线性关系（R2=0.870.99）,其生成势随着加氯量的增加而提高。pH条件对1,1-DCP、1,1,1-TCP和CH的生成势影响较大,当pH从5增加到9时,生成势均呈现先升高后降低的趋势:在中性条件下1,1-DCP、1,1,1-TCP和CH的生成量最大,而在碱性条件下,其生成势明显低于中性和酸性条件。溴离子的存在会抑制1,1,1-TCP和CH的生成,其抑制程度与溴离子浓度呈正相关,但在以柠檬酸为前驱物时,溴离子却促进CH的生成;低浓度的溴离子会促进1,1-DCP的生成,但当溴离子浓度高于0.25 mmol·L-1时,1,1-DCP的生成量亦会受到抑制。Fe3+和Cu2+对1,1-DCP、1,1,1-TCP和CH的生成势均有不同程度的促进,且金属离子浓度越高,促进效果越明显,当金属离子浓度为5 mg·L-1时,对1,1-DCP和1,1,1-TCP的促进作用极为显着（p<0.01）,对CH的促进显着（p<0.05）。预氧化工艺、混凝沉淀工艺以及深度处理工艺对1,1-DCP、1,1,1-TCP和CH生成潜能的影响各不相同:对于高锰酸钾（KMnO4）或臭氧（O3）预氧化工艺,以富里酸为前驱物时,对1,1-DCP、1,1,1-TCP和CH的生成量均有显着的促进作用（p<0.05）;对于小分子有机酸,以柠檬酸为前驱物时,KMnO4预氧化技术对其生成CKs和CH有一定的促进作用,以L-苏氨酸和L-天冬酰胺为前驱物时,经KMnO4预氧化后,CKs得到促进,CH却被抑制;O3预氧化工艺对小分子有机酸生成的1,1-DCP、1,1,1-TCP和CH生成量均有所抑制。混凝沉淀工艺对1,1-DCP、1,1,1-TCP和CH的生成表现出抑制作用,其抑制效果均在20%以下。深度处理工艺段对1,1-DCP、1,1,1-TCP和CH的去除效果极为明显:活性炭吸附对其去除率达到52.63%66.89%;NF膜可达到69.26%83.17%;RO膜去除效果最佳,可达到99.49%99.76%。
王维新[5]（2018）在《水厂纳滤工艺的运用分析与研究》文中进行了进一步梳理自来水厂需要对原水进行处理,使其达到居民用水安全要求。常规的水处理工艺主要是降低水的浊度、色度和减少致病微生物。若原水受到污染,一般用臭氧+活性炭工艺来去除有机污染物。这些工艺处理原水的稳定性不佳,会造成水质的二次污染。因此,水厂可在虹吸滤池后增设超滤膜+纳滤膜处理工艺（其中超滤膜起到纳滤膜的进水保障作用）,进一步对原水进行深度处理,提高自来水的出水质量,保障居民的饮用水安全。
张平允,殷一辰,周文琪,王铮,张东,舒诗湖[6]（2017）在《纳滤膜技术在饮用水深度处理中的应用现状》文中研究指明纳滤（NF）可以去除各种有机物和有害化学物质,同时保留人体所必须的无机离子,因此其在饮用水深度处理,尤其减少消毒副产物和溶解性有机碳,NF膜法比传统处理方法具有不可比拟的优越性。作者综述了NF膜的定义与分离机理、NF膜制备方法及国内外商用NF膜的主要产品和特点,NF膜在饮用水深度处理中的典型应用,展望了纳滤膜的发展前景,并提出了未来NF膜在饮用水深度处理应用中需要进一步完善的研究内容。
张丽萍,刘文君[7]（2017）在《饮用水遗传毒性测试中TA98和TA100的敏感度和可靠度比较》文中指出为了寻找适合我国水质特征的Ames试验简化方法,作者通过广泛的文献调研,对近30年以来,我国研究者用Ames试验评价饮用水和水源水的遗传毒性的实验数据进行了总结和分析。结果发现,TA98-S9测试体系的敏感度和可靠度最高,TA98+S9次之,TA100-S9与TA100+S9 2个测试体系对Ames试验结果的影响几乎可以忽略。只用1个TA98-S9测试体系的方法 1,仅用25%的工作量,可获得91%的致突变阳性检出率和74%的有效数据率;采用TA98-S9和TA98+S9 2个测试体系的方法 2,使用50%的工作量,可获得96%的阳性检出率和96%的有效数据率。据此,作者建议:采用Ames试验评价我国饮用水和水源水的遗传毒性时,可以将通常采用的4个测试体系的方法 4,简化为只采用TA98-S9与TA98+S9 2个测试体系的方法 2。在仅进行致突变性定性评价时,或者在费用或水样量不足等条件下,则可使用更为简化的方法 1,更利于Ames试验的广泛应用。
赵赫[8]（2017）在《复合预氧化强化混凝—超滤工艺净水关键技术研究》文中指出我国北方饮用水水源有机物污染严重,常规净水工艺有待升级改造。本文提出以混凝-超滤为核心并结合复合预氧化的新型净水工艺,用以实现有机污染型微污染水源水的高效处理。研究首先考察了单独KMnO4、单独O3和KMnO4/O3联合使用对聚合氯化铝（PAC）混凝系统的助凝效果。实验结果表明,KMnO4/O3联合使用能显着改善后续混凝沉淀单元对浊度和有机物的去除效果,但KMnO4和O3的投加顺序至关重要。同时投加KMnO4和O3在控制腐殖质类NOMs方面表现出协同作用。当O3投加量为2mg/L、KMnO4投加量为0.5mg/L、PAC投加量为30mg/L时,预氧化-混凝工艺浊度去除率为60%、TOC去除率为26%、出水SUVA降至1.88,主要水质指标达到现行生活饮用水卫生标准要求。通过亲疏水性和分子量分级方法探讨了单独KMnO4、单独O3以及KMnO4/O3联合预氧化对溶解性NOMs理化性质的影响规律。实验结果表明:O3预氧化主要作用于疏水性大分子,使其向亲水性小分子组分转化;KMnO4氧化性较弱,主要通过分解产生的新生态MnO2的吸附作用去除有机物,选择性相对较差;KMnO4/O3联合预氧化对有机物理化性质的影响规律与单独O3接近,但由于MnO2的催化作用,该工艺对弱疏水酸性组分去除效果更加显着。其次,通过比较混凝沉淀-超滤分体式工艺和混凝-超滤一体式工艺的净水和膜污染情况,确定了KMnO4的投加位置和投加量。在混凝沉淀-超滤分体式工艺的膜池中投加0.5mg/L KMnO4,能使膜出水TOC进一步下降4%,膜污染速率降低19%。膜池中KMnO4分解产生的MnO2,一方面吸附有机物,降低膜面有机污染负荷,另一方面沉积于膜表面,使滤饼层结构疏松,增强膜面亲水性。由于在混凝-超滤分体式系统中KMnO4投加位置不同所起的主要作用不同,通过考察两段式投加（即混凝前和膜池中）KMnO4,确定了最佳投加比,当KMnO4投加总量为0.5mg/L,混凝前投加与膜池中投加量相当时,系统出水水质最佳,能更有效地控制膜污染的发展。最后,论文创新性地提出基于两段式KMnO4投加的“O3预氧化-混凝沉淀-超滤”净水工艺,即在O3预氧化单元投加KMnO4,改善混凝沉淀对腐殖质类NOMs的去除效果,同时在膜池中投加KMnO4,控制膜污染的形成与发展。在KMnO4总投加量0.75mg/L（前后段投加比例2:1）、O3投加量2mg/L、PAC投加量30mg/L的情况下,该新型工艺TOC去除率达60%;通量约为50 L/（m2·h）的情况下,过滤120min后,TMP增加幅度仅为15%,主要水质指标满足生活饮用水卫生标准。该工艺简单灵活,适于净水厂升级改造以及有机物污染型微污染水源水的高效处理。
吴玉超[9]（2016）在《纳滤用于提升某微污染水源水厂出水水质的效果研究》文中研究说明南方部分城市面临水质性缺水的问题,水源水受到不同程度的微量有机物污染,本研究在G水厂现场搭建一套一级四段纳滤处理装置,以水厂传统净水工艺段出水为进水,研究了不同段纳滤出水水质的区别,并与现有的臭氧-生物活性炭深度处理工艺进行了比较,探讨了纳滤进一步提升该水厂出水水质的可能性,以期为自来水厂今后的升级改造提供技术参考。G水厂目前使用混凝沉淀-砂滤与双级臭氧-生物活性碳的耦合工艺。在2015年1月至10月分别检测了原水和各处理单元出水中常规水质指标、氯消毒副产物（4种三卤甲烷、9种卤乙酸）、16种多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbon,PAHs）、19种有机氯农药（Organochloride Pesticides,OCPs）浓度变化,并使用UMU-SOS实验检测了水质遗传毒性。结果表明,原水平均检出6种多环芳烃和7种有机氯农药,总浓度分别在50100、2040 ng·L-1之间,原水遗传毒性当量TEQ4-NQO约为100 ng·L-1;传统的净水工艺能有效去除常规指标,但对多环芳烃、有机氯农药的平均去除率均在20%以内,遗传毒性存在上升的趋势;臭氧-生物活性炭深度处理工艺对PAHs与OCPs的去除效果与进水浓度有关,1月、4月、6月对PAHs、OCPs的平均去除率为64.8%、50.6%,8月、10月进水浓度较低时,去除率均小于15%,同时臭氧-生物活性炭能显着去除原水遗传毒性效应,平均去除率在85%以上。在水厂内开展了处理规模为180 L·h-1的纳滤试验。纳滤装置由一支陶氏NF270-400与三支NF90-400膜组成,产水率为75%,共运行60天。结果显示,纳滤对常规水质指标与微量有机物有较好的去除效果,对混凝沉淀池出水中TOC和UV254的去除率在95%以上（出水TOC≤0.3 mg·L-1,UV254≤0.005 cm-1）;对卤乙酸和三卤甲烷前体物、多环芳烃、有机氯农药的截留率分别在60%、85%、50%和95%左右,使用UMU遗传毒性测试的出水遗传毒性低于检出限,同时能有效改善出水口感。纳滤能有效截留相对分子质量300500道尔顿以上的有机物,不同段纳滤膜对相对分子质量较大的消毒副产物前体物与有机氯农药的去除率未呈现明显差异,但对相对分子质量较小的多环芳烃去除效果存在较大局限性。初步设计一座3万t·d-1膜法深度处理水厂,不计土地成本与浓水处理成本,折算制水成本费用为0.993元/吨,远高于其他工艺制水成本,适合新建水厂及对出水水质要求较高的水厂。
张泉[10]（2016）在《短流程膜组合工艺净化微污染水源水研究》文中研究表明我国日益加重的城市水源污染和不断提高的水质标准,对饮用水处理技术提出了新的要求。以“混凝、沉淀、砂滤、消毒”为主的常规工艺流程不能有效去除微污染水源中的氨氮和微量人工合成有机物,使城镇供水安全面临极大的隐患。本课题以膜生物反应器（MBR）为核心,针对微污染水源的水质特点,分别通过与纳滤和活性炭联用建立短流程膜组合工艺,替代传统的预处理及常规处理,并实现饮用水的深度净化,保障安全供水。本课题首先对MBR净化微污染水源水的性能进行了优化。通过对MBR系统的单元作用分析发现,微生物的降解作用是有机物的主要去除途径。充分增加反应器内的泥水混合程度能够有效提高MBR的除污效果,在水力停留时间为0.5小时条件下,系统对氨氮、总有机碳（TOC）和人工合成有机物均表现出良好的去除效果,具有替代常规工艺实现短流程净化微污染水的可行性。此外,MBR能够有效截留水中的微生物,降低出水生物可同化有机碳（AOC）,控制消毒副产物,保障出水的微生物安全。另一方面,纳滤是常用的饮用水深度处理技术,能够有效截留水中的大分子有机物。以纳滤作为MBR的后处理,构成膜组合工艺净化微污染水的研究表明,MBR的微生物过程能够有效去除水中的氨氮,提高组合工艺对氨氮的去除效果,并有效缓解有机物对纳滤膜的污染,维持纳滤膜的高通量。MBR与纳滤联用工艺对氨氮、浊度、溶解性有机物和硝基苯等人工合成有机物具有良好的去除效果,能够实现饮用水深度净化。通过回流至MBR的方式,可以将纳滤浓水完全处理,实现浓水的零排放。浓水回流过程会造成MBR的有机物积累,使MBR出水的有机物浓度升高,加重纳滤膜的污染,但对组合工艺最终出水水质的影响较小,TOC浓度始终低于0.2 mg/L。为提高MBR的净水效果,研究中将MBR与活性炭联用。结果表明,粉末活性炭（PAC）直接投加到MBR内,构成粉末炭强化MBR反应器,对氨氮、TOC和硝基苯的去除效果均高于颗粒活性炭与MBR联用,且前者具有更高的硝基苯耐受性。在粉末活性炭强化MBR的启动期,反应器中的高浓度PAC能够通过吸附作用去除水中的有机物,保证启动过程中系统出水的有机物达标,但不能缩短硝化菌的成熟过程,系统的启动在30天左右完成。在长期运行中,连续投加PAC能够稳定的提高MBR对各种污染物的去除效率。此外,投加PAC能够有效缓解MBR的膜污染过程,使膜清洗周期由5天延长至8天。对PAC提高MBR除污效率的过程研究表明,在投加初期,PAC能够通过吸附作用去除水中微量的硝基苯、2,4,6-三氯酚等人工合成有机物和难生物降解的腐殖酸、富里酸类天然有机物。随着吸附饱和,PAC的作用逐渐由吸附剂变为微生物载体,促进MBR系统中的微生物富集并提高微生物总量和活性,提高系统对冲击负荷的应对能力。在处理含有硝基苯等人工合成有机物的原水时,MBR系统中出现明显的微生物驯化过程。在运行1个月后,MBR和PAC/MBR的活性污泥对硝基苯的最大降解速率由驯化前的0.09分别增长到0.95和1.83μg/（mg MLSS·h）;对2,4,6-三氯酚的最大降解速率由驯化前的0.17分别增长到1.82和2.67μg/（mg MLSS·h）。对微生物种群结构的分析发现,异常球菌属（Deinococcus）的积累是系统微生物降解性能提高的主要原因。对比研究表明,MBR的净水效果优于常规饮用水净化工艺;膜组合工艺对氨氮、DOC、UV254和NB都具有良好的去除效果,出水稳定达标。与臭氧活性炭工艺相比,膜组合工艺对氨氮和溶解性有机物具有更高的去除率,对硝基苯的去除效率略低。此外,膜组合工艺能够去除水中的可生物同化有机碳,提高出水的微生物安全性,而臭氧活性炭过程会使出水的AOC浓度升高。膜组合工艺流程短,占地面积小,适宜于常规水处理工艺的原址改造,提高工艺对微污染水的净化性能,保障出水的安全性。
二、反渗透和纳滤工艺对饮用水中致突变物去除的试验研究（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、反渗透和纳滤工艺对饮用水中致突变物去除的试验研究（论文提纲范文）
（1）给水管网终端饮用水中痕量卤乙酸的变化规律与去除机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 水中典型消毒副产物的国内外研究现状 |
| 1.2.1 典型消毒副产物的生成规律 |
| 1.2.2 典型消毒副产物的浓度变化规律 |
| 1.2.3 典型消毒副产物的潜在健康影响 |
| 1.3 饮用水中典型消毒副产物控制技术的国内外研究现状 |
| 1.3.1 消毒副产物前体物的控制技术 |
| 1.3.2 基于水厂工艺优化的控制技术 |
| 1.3.3 饮用水终端深度处理技术 |
| 1.4 课题引出 |
| 1.5 研究目的、意义及主要内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 主要试剂与仪器设备 |
| 2.1.1 主要化学试剂 |
| 2.1.2 实验仪器设备 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.2.1 饮用水终端净水装置 |
| 2.2.2 紫外光反应器 |
| 2.2.3 反渗透装置 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 终端饮用水的水质调查 |
| 2.3.2 终端净水装置去除消毒副产物实验 |
| 2.3.3 紫外光降解卤乙酸实验 |
| 2.3.4 反渗透工艺去除卤乙酸实验 |
| 2.4 分析测试方法 |
| 2.4.1 卤代消毒副产物及水质参数测定 |
| 2.4.2 紫外光降解卤乙酸产物测定 |
| 2.4.3 过氧化氢测定 |
| 2.4.4 羟基自由基测定 |
| 2.5 数据处理 |
| 2.5.1 饮用水终端水质调查相关的计算 |
| 2.5.2 卤乙酸光解实验中的参数计算 |
| 2.5.3 反渗透工艺流程中的参数计算 |
| 2.5.4 定量构效关系模型的构建步骤 |
| 第3章 给水管网终端饮用水中痕量消毒副产物的变化规律与终端净水装置的去除效能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 饮用水终端水质变化规律 |
| 3.2.1 水质及消毒副产物变化规律 |
| 3.2.2 消毒副产物种类及含溴率 |
| 3.2.3 消毒副产物与水质指标间的相关关系 |
| 3.3 给水管网终端饮用水中消毒副产物的时间变化规律 |
| 3.4 消毒副产物的水解稳定性与变化规律间的关系 |
| 3.5 终端净水装置去除消毒副产物的效能研究 |
| 3.6 终端净水装置中各工艺单元去除典型消毒副产物的效能研究 |
| 3.6.1 过滤与吸附单元去除典型消毒副产物的效能研究 |
| 3.6.2 煮沸单元去除典型消毒副产物的效能研究 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 紫外光解卤乙酸的效能与机制 |
| 4.1 紫外光解卤乙酸的效能与反应动力学研究 |
| 4.1.1 卤乙酸光解动力学的分析与比较 |
| 4.1.2 紫外光去除卤乙酸效能的预测 |
| 4.2 卤乙酸紫外光解过程中的自由基化学 |
| 4.2.1 卤乙酸光解类型分析 |
| 4.2.2 氯代乙酸光解过程中自由基的定性与定量 |
| 4.2.3 氯代乙酸光解过程中自由基的来源分析 |
| 4.3 卤乙酸光解产物及反应路径 |
| 4.3.1 氯代乙酸光解产物分析 |
| 4.3.2 非氯代乙酸光解产物分析 |
| 4.3.3 卤乙酸光解路径推测 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 反渗透工艺去除卤乙酸的效能与机制 |
| 5.1 闭合循环反渗透工艺去除卤乙酸的效能 |
| 5.1.1 卤乙酸的总体去除效能 |
| 5.1.2 工艺运行过程中卤乙酸的去除效能 |
| 5.2 卤乙酸的去除机制及其在工艺中的归趋 |
| 5.2.1 基于定量构效关系模型评估卤乙酸的跨膜机制 |
| 5.2.2 工艺运行过程中卤乙酸的归趋 |
| 5.3 工艺参数与水质参数对卤乙酸去除效能的影响 |
| 5.3.1 操作压力的影响 |
| 5.3.2 水样pH的影响 |
| 5.3.3 膜龄的影响 |
| 5.3.4 水质的影响 |
| 5.4 工艺的成本能耗分析及工艺优选 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 附录 |
| 缩写词一览表 |
（2）微污染原水生物滤池/超滤耦合处理工艺优化及膜污染调控研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1. 饮用水源现状及存在的问题 |
| 1.1.1. 我国水资源状况 |
| 1.1.2. 饮用水源突出存在的问题 |
| 1.2. 微污染饮用水的现状及危害 |
| 1.3. 超滤膜工艺处理微污染原水 |
| 1.3.1. 膜分离技术 |
| 1.3.2. 超滤膜技术 |
| 1.3.3. 膜过滤预处理工艺 |
| 1.4. 混凝预处理工艺 |
| 1.4.1. 混凝工艺介绍 |
| 1.4.2. 混凝预处理对超滤膜污染的影响 |
| 1.5. 生物滤池预处理技术 |
| 1.5.1. 生物滤池工艺介绍 |
| 1.5.2. 常规生物滤池滤料的国内外研究 |
| 1.5.3. 常规生物滤池工艺处理饮用水的不足之处 |
| 1.6. 改性滤料的研究和应用 |
| 1.7. 本文研究的主要方向、目的及意义 |
| 第二章 实验水源和主要分析手段 |
| 2.1. 实验水源 |
| 2.2. 实验装置介绍 |
| 2.3. 主要分析方法和分析手段 |
| 2.3.1. 常规水质分析方法 |
| 2.3.2. 实验室检测方法 |
| 第三章 常规滤料生物滤池预处理微污染饮用水以及超滤污染的研究 |
| 3.1. 引言 |
| 3.2. 混凝剂投加量的优化 |
| 3.2.1. 混凝剂投加量对污染物的去除 |
| 3.2.2. 混凝预处理对超滤过滤性能的影响 |
| 3.3. 常规滤料生物滤池前期特征研究 |
| 3.3.1. 生物滤料挂膜 |
| 3.3.2. 生物滤料挂膜期间三氮的去除规律 |
| 3.4. 常规生物滤池预处理 |
| 3.5. 组合预处理超滤工艺污染物特征分析 |
| 3.5.1. 三维荧光光谱分析(EEM) |
| 3.5.2. 电镜分析 |
| 3.5.3. 红外光谱分析 |
| 3.5.4. 分子量分析 |
| 3.6. 超滤膜污染分析 |
| 3.7. 小结 |
| 第四章 不同滤料的生物滤池预处理对超滤膜污染的影响 |
| 4.1. 引言 |
| 4.2. 实验装置 |
| 4.3. 三种生物滤池污染物处理效果 |
| 4.3.1. 对污染物去除效果分析 |
| 4.3.2. 三种滤池沿程污染物浓度分析 |
| 4.4. 不同滤料生物滤池预处理对超滤膜污染的影响 |
| 4.4.1. 超滤膜过滤性能分析 |
| 4.4.2. 污染物分析 |
| 4.5. 小结 |
| 第五章 硝态氮/亚硝态氮催化还原研究 |
| 5.1. 引言 |
| 5.2. 实验介绍 |
| 5.3. 结果讨论与分析 |
| 5.3.1. 还原性铁粉Fe~0投加量 |
| 5.3.2. 溶液p H值 |
| 5.4. 动力学研究 |
| 5.4.1. 动力学模型 |
| 5.4.2. 动力学拟合结果分析 |
| 5.5. 小结 |
| 第六章 多孔复合催化剂滤料改性研究 |
| 6.1. 引言 |
| 6.2. 复合催化剂滤料制备方法 |
| 6.3. 不同活性组分复合催化剂的催化活性 |
| 6.3.1. 不同活性组分催化剂催化性能 |
| 6.3.2. 不同活性组分催化剂的硝态氮还原反应动力学分析 |
| 6.4. 复合催化剂及载体的选择 |
| 6.4.1. 滤料复合载体对催化性能的影响 |
| 6.4.2. 复合载体催化性能差异原因分析 |
| 6.5. 复合催化剂滤料的再生和再使用 |
| 6.6. 小结 |
| 第七章 改性双金属催化滤料生物滤池/超滤组合工艺高效去除机制研究 |
| 7.1. 引言 |
| 7.2. 实验介绍 |
| 7.3. BC-Biofilter对污染物的去除效果 |
| 7.3.1. 改性滤料对三氮的去除效果 |
| 7.3.2. 改性滤料对有机物的去除效果 |
| 7.4. 组合工艺污染物去除效果分析 |
| 7.5. BC-Biofilter对超滤膜过滤性能的影响及污染分析 |
| 7.5.1. 预处理工艺对比分析 |
| 7.5.2. 超滤膜过滤性能对比 |
| 7.5.3. BC-Biofilter预处理污染物分析 |
| 7.6. BC-Biofilter对超滤膜污染形态的影响分析 |
| 7.6.1. 膜表面污染对比分析 |
| 7.6.2. pH对滤饼层微絮体形态的影响 |
| 7.6.3. Zeta对滤饼层孔隙率的影响 |
| 7.6.4. 微絮凝对超滤膜孔堵塞的影响分析 |
| 7.6.5. 不同预处理工艺污染物与超滤膜界面相互作用能分析 |
| 7.7. 小结 |
| 第八章 结论与建议 |
| 8.1. 研究结论 |
| 8.2. 不足与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间主要学术成果 |
| 致谢 |
（3）超滤-纳滤双膜组合工艺在高品质饮用水处理中的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 饮用水水质安全 |
| 1.2 高品质饮用水的概述 |
| 1.3 常规工艺的局限性 |
| 1.4 双膜法工艺简介 |
| 1.4.1 超滤膜分离技术在饮用水中的发展研究与应用 |
| 1.4.2 纳滤膜分离技术在饮用水中的发展研究与应用 |
| 1.5 深度处理工艺的优点与局限性 |
| 1.5.1 臭氧生物活性炭工艺 |
| 1.5.2 强化混凝工艺 |
| 1.5.3 预处理-超滤工艺 |
| 1.5.4 预处理-纳滤工艺 |
| 1.5.5 超滤与纳滤联用工艺的应用 |
| 1.6 研究意义和来源 |
| 1.7 研究内容及技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 2.分析方法与中试工艺流程 |
| 2.1 水质指标及分析方法 |
| 2.2 GSM和2-MIB的测定方法及相关参数 |
| 2.2.1 试验方法及步骤 |
| 2.2.2 标准曲线 |
| 2.2.3 标准图谱 |
| 2.3 中试工艺流程及主要设备 |
| 2.4 膜组件与主要设备 |
| 2.4.1 超滤膜单元 |
| 2.4.2 纳滤膜单元 |
| 3 中试试验条件 |
| 3.1 原水水质 |
| 3.1.1 原水常规指标 |
| 3.1.2 原水的有机物特性 |
| 3.2 本章小结 |
| 4.超滤-纳滤组合工艺的运行情况 |
| 4.1 超滤的运行状况 |
| 4.2 纳滤膜运行情况 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 超滤-纳滤组合工艺去除常规指标的效果 |
| 5.1 对浊度的去除效果 |
| 5.2 对CODMn的去除效果 |
| 5.3 对UV254的去除效果 |
| 5.4 对DOC的去除效果 |
| 5.5 对总溶解性固体(TDS)的去除效果 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 超滤-纳滤组合工艺去除有机物的特点 |
| 6.1 对分子量分布的去除 |
| 6.2 亲疏水性组分及分子量分布分析 |
| 6.3 三维荧光光谱分析 |
| 6.4 对离子的去除效果 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 组合工艺对水中嗅味物质的去除效果 |
| 7.1 超滤、纳滤对异嗅物的去除效果研究 |
| 7.2 嗅味物质与三维荧光的相关性分析 |
| 7.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（4）氯代酮/醛类消毒副产物的生成机理及其在常规净水工艺中的生成潜能评估（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 饮用水消毒技术 |
| 1.2 卤代酮/醛类消毒副产物及其在饮用水中的存在现状 |
| 1.2.1 卤代酮/醛类消毒副产物的种类及危害 |
| 1.2.2 卤代酮/醛类消毒副产物的分析方法 |
| 1.2.3 卤代酮/醛类消毒副产物在饮用水中的检出情况和限值 |
| 1.3 消毒副产物的形成研究 |
| 1.3.1 常见的消毒副产物前驱物 |
| 1.3.2 消毒副产物形成的影响因素研究 |
| 1.4 消毒副产物的控制方法 |
| 1.4.1 消毒副产物前驱物的控制 |
| 1.4.2 消毒工艺的优化 |
| 1.4.3 消毒副产物的直接去除 |
| 1.5 研究目的与内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 氯代酮/醛类消毒副产物的生成潜能及其前驱物的结构特征研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 化学试剂 |
| 2.2.2 主要仪器和设备 |
| 2.2.3 实验设计与方案 |
| 2.2.4 分析测试方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同有机物在消毒过程中的氯代酮/醛生成量及比摩尔生成势 |
| 2.3.2 三种消毒副产物的生成途径分析 |
| 2.3.3 醇羟基和羰基官能团与氯代酮/醛类消毒副产物生成势的关系 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 氯代酮/醛类消毒副产物的影响因素研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 化学试剂 |
| 3.2.2 主要仪器和设备 |
| 3.2.3 实验设计与方案 |
| 3.2.4 分析测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 加氯量对氯代酮/醛形成过程的影响 |
| 3.3.2 pH对氯代酮/醛形成过程的影响 |
| 3.3.3 溴离子对氯代酮/醛形成过程的影响 |
| 3.3.4 常见金属离子对氯代酮/醛形成过程的影响 |
| 3.4 本章小节 |
| 第四章 氯代酮/醛类消毒副产物在常规净水工艺中的生成潜能评估 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 化学试剂 |
| 4.2.2 主要仪器和设备 |
| 4.2.3 实验设计与方案 |
| 4.2.4 分析测试方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 高锰酸钾预氧化工艺对氯代酮/醛生成潜能的影响 |
| 4.3.2 臭氧预氧化工艺对氯代酮/醛生成潜能的影响 |
| 4.3.3 混凝沉淀工艺对氯代酮/醛生成潜能的影响 |
| 4.3.4 深度处理工艺对氯代酮/醛生成潜能的影响 |
| 4.3.5 常规净水工艺对氯代酮/醛生成潜能影响的综合评估 |
| 4.4 本章小节 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 存在的问题与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录1 第二章附图 |
| 附录2 第三章附图 |
| 攻读学位期间的学术活动及成果清单 |
（5）水厂纳滤工艺的运用分析与研究（论文提纲范文）
| 1 自来水厂水常规深度处理工艺应用现状 |
| 2 纳滤工艺概念及其工作原理 |
| 3 纳滤工艺水处理的优点 |
| 4 纳滤工艺运用分析与研究 |
| 5 结语 |
（7）饮用水遗传毒性测试中TA98和TA100的敏感度和可靠度比较（论文提纲范文）
| 1 Ames试验测试体系 (Testing systems of Amestest) |
| 2 Ames试验方法 (Ames test methods) |
| 3 结论及建议 (Conclusions and suggestions) |
（8）复合预氧化强化混凝—超滤工艺净水关键技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国水资源现状 |
| 1.1.2 我国水污染现状 |
| 1.1.3 微污染水的特点及危害 |
| 1.2 国内外饮用水质量标准的发展 |
| 1.2.1 国外饮用水质量标准的发展 |
| 1.2.2 国内饮用水质量标准的发展 |
| 1.3 饮用水处理工艺的发展 |
| 1.3.1 传统处理工艺优缺点 |
| 1.3.2 常规处理强化工艺 |
| 1.3.3 深度处理工艺 |
| 1.3.4 新型饮用水处理工艺 |
| 1.4 膜技术在饮用水处理方面的应用 |
| 1.4.1 膜在水处理中的特点 |
| 1.4.2 膜技术的应用 |
| 1.4.3 膜污染 |
| 1.4.4 预处理方法 |
| 1.5 课题研究意义与主要内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 主要内容 |
| 第2章 实验装置与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 超滤膜及组件 |
| 2.1.2 实验用水 |
| 2.1.3 实验试剂及仪器 |
| 2.2 实验装置及方法 |
| 2.2.1 O_3的标定及投加 |
| 2.2.2 NOMs亲疏水性分级 |
| 2.2.3 NOMs分子量分级 |
| 2.2.4 超滤实验 |
| 2.3 检测项目与分析方法 |
| 2.3.1 UV_(254)和SUVA |
| 2.3.2 金属元素的测定 |
| 2.3.3 三维荧光光谱(EEM)分析 |
| 2.3.4 膜组件过滤阻力 |
| 2.3.5 膜表面微观形貌(SEM,EDS) |
| 2.3.6 膜表面接触角 |
| 第3章 预氧化强化混凝效果研究 |
| 3.1 导言 |
| 3.2 实验装置和运行条件的说明 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 KMnO_4和O_3强化混凝效果比较 |
| 3.3.2 KMnO_4/O_3协同强化混凝效果 |
| 3.3.3 预氧化强化混凝DOM去除机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 预氧化对可溶性天然有机物组分特征影响研究 |
| 4.1 导言 |
| 4.2 原水NOMs亲疏水性和分子量分布特征 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 O_3浓度对NOMs理化性质的影响 |
| 4.3.2 预氧化工艺对NOMs理化性质的影响 |
| 4.3.3 EEM分析预氧化对NOMs组分特征的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 KMnO_4预氧化在混凝-超滤系统中的应用 |
| 5.1 导言 |
| 5.2 实验装置和运行条件的说明 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 混凝沉淀-超滤分体式系统和混凝-超滤一体式系统的比较 |
| 5.3.2 混凝沉淀-超滤分体式系统中KMnO_4投加位置优化 |
| 5.3.3 混凝沉淀-超滤分体式系统中KMnO_4投加浓度优化 |
| 5.3.4 两段式投加KMnO_4-混凝沉淀-超滤净水工艺研究 |
| 5.3.5 混凝-超滤一体式系统中KMnO_4投加位置优化 |
| 5.3.6 混凝-超滤一体式系统中KMnO_4投加浓度优化 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 KMnO_4/O_3联合预氧化在混凝-超滤系统中的应用 |
| 6.1 导言 |
| 6.2 实验装置和运行条件的说明 |
| 6.3 实验结果与讨论 |
| 6.3.1 O_3预氧化在混凝沉淀-超滤系统中的应用 |
| 6.3.2 KMnO_4/O_3联合预氧化在混凝沉淀-超滤系统中的应用 |
| 6.3.3 两段式投加KMnO_4复合预氧化-混凝沉淀-超滤净水工艺研究 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 不足与建议 |
| 参考文献 |
| 发表论文和科研情况说明 |
| 致谢 |
（9）纳滤用于提升某微污染水源水厂出水水质的效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水源水的微污染现状 |
| 1.2 微污染水源的处理工艺现状与发展趋势 |
| 1.2.1 传统混凝沉淀-砂滤工艺的局限 |
| 1.2.2 活性炭吸附和生物活性炭处理 |
| 1.2.3 臭氧-生物活性炭技术 |
| 1.2.4 膜分离技术 |
| 1.3 纳滤技术概述 |
| 1.3.1 纳滤的原理与分类 |
| 1.3.2 纳滤分离的影响因素 |
| 1.3.3 纳滤对水中有机物的去除效果 |
| 1.4 纳滤中的问题与对策 |
| 1.4.1 纳滤膜的应用方式 |
| 1.4.2 纳滤膜的污染与清洗 |
| 1.4.3 纳滤浓水的处置 |
| 1.5 研究目的与内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 试验装置与方法 |
| 2.1 G水厂简介 |
| 2.2 G水厂水样的采集 |
| 2.3 纳滤装置与运行条件 |
| 2.4 纳滤膜阻力的的分析方法 |
| 2.5 分析项目与方法 |
| 2.5.1 常规水质指标 |
| 2.5.2 分子量分布的测定方法 |
| 2.5.3 16种多环芳烃的HPLC同时测定 |
| 2.5.4 19种有机氯农药的GC-ECD同时测定 |
| 2.5.5 三卤甲烷与卤乙酸的测定方法 |
| 2.5.6 消毒副产物生成势的测定方法 |
| 2.5.7 水中可吸附性有机卤化物（AOX）分析 |
| 2.5.8 水中挥发性和半挥发性组分的GC/MS半定性分析 |
| 2.5.9 水质的三维荧光光谱分析 |
| 2.5.10 测试水质遗传毒性的UMU-SOS试验 |
| 2.6 健康风险评价方法 |
| 2.7 饮用水口感评价方法 |
| 第三章 G水厂原水水质及其在净水工艺中的变化研究 |
| 3.1 原水水质特性研究 |
| 3.1.1 常规水质指标 |
| 3.1.2 微量有机物 |
| 3.2 各净水单元出水的水质变化 |
| 3.2.1 常规水质指标 |
| 3.2.2 分子量分布 |
| 3.2.3 消毒副产物 |
| 3.2.4 多环芳烃 |
| 3.2.5 有机氯农药 |
| 3.2.6 AOX |
| 3.2.7 三维荧光光谱 |
| 3.2.8 水质遗传毒性 |
| 3.3 传统混凝沉淀对各种污染物的去除效果分析 |
| 3.3.1 常规水质指标 |
| 3.3.2 微量有机物 |
| 3.4 双级臭氧-生物活性炭工艺对各种污染物的深度去除效果分析 |
| 3.4.1 常规水质 |
| 3.4.2 微量有机物 |
| 3.5 双级臭氧-生物活性炭处理出水的健康风险分析 |
| 3.5.1 消毒副产物的健康风险 |
| 3.5.2 有机氯农药的健康风险 |
| 3.5.3 多环芳烃的健康风险 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 纳滤工艺制备饮用水的运行试验研究 |
| 4.1 四段纳滤膜过滤前后的水质变化 |
| 4.1.1 常规水质指标 |
| 4.1.2 多环芳烃 |
| 4.1.3 有机氯农药 |
| 4.1.4 消毒副产物前体物 |
| 4.1.5 AOX |
| 4.1.6 阴阳离子 |
| 4.1.7 三维荧光光谱 |
| 4.1.8 水质遗传毒性 |
| 4.2 纳滤与臭氧-生物活性炭深度净水效果的比较分析 |
| 4.2.1 常规水质指标的去除效果 |
| 4.2.2 微污染物质的去除效果 |
| 4.2.3 口感的改善程度 |
| 4.3 膜过滤特性的变化 |
| 4.3.1 运行压力变化对膜通量影响 |
| 4.3.2 纳滤浓水的水质与处置对策 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 工艺概念设计与经济核算 |
| 5.1 设计目标 |
| 5.2 深度处理厂工艺 |
| 5.2.1 设计依据 |
| 5.2.2 工艺设计 |
| 5.2.3 工程投资估算 |
| 5.2.4 工程运行成本分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（10）短流程膜组合工艺净化微污染水源水研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及研究的目的和意义 |
| 1.1.1 课题的来源 |
| 1.1.2 研究的目的和意义 |
| 1.2 常规水处理技术在微污染水净化中的应用 |
| 1.2.1 微污染水源水的特点 |
| 1.2.2 常规工艺的改进 |
| 1.3 膜生物反应器及其组合工艺在饮用水处理中的应用 |
| 1.3.1 MBR的除污染效能 |
| 1.3.2 MBR的膜污染 |
| 1.3.3 膜组合工艺的应用 |
| 1.4 目标污染物选择 |
| 1.4.1 污染物的来源和危害 |
| 1.4.2 目标污染物的去除技术 |
| 1.5 本论文的研究内容和技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验装置与运行条件 |
| 2.1.1 MBR小试装置 |
| 2.1.2 NF小试装置 |
| 2.1.3 MBR-NF联用装置 |
| 2.1.4 活性炭与MBR联用装置 |
| 2.1.5 短流程中试装置 |
| 2.2 检测方法 |
| 2.2.1 浊度和SS、MLSS的检测 |
| 2.2.2 氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的检测 |
| 2.2.3 总有机碳和溶解性有机碳的测定 |
| 2.2.4 紫外吸光度的测定 |
| 2.2.5 水样的pH和溶解氧浓度的检测 |
| 2.2.6 微量有机物的测定 |
| 2.2.7 荧光光谱 |
| 2.2.8 生物量的测定 |
| 2.2.9 比好氧速率的测定 |
| 2.2.10 纳滤进水SDI值的检测 |
| 2.2.11 纳滤膜通量测定方法 |
| 第3章 MBR净化微污染水研究 |
| 3.1 MBR的启动 |
| 3.2 MBR净化微污染水的性能 |
| 3.2.1 MBR反应器中污泥增长 |
| 3.2.2 MBR对氨氮的去除性能 |
| 3.2.3 MBR对DOC和UV_(254)的去除性能 |
| 3.2.4 MBR对特征有机物的去除特性 |
| 3.2.5 其它污染物的去除 |
| 3.3 HRT对MBR除污染性能的影响 |
| 3.4 特征有机物去除分析 |
| 3.4.1 活性污泥吸附作用 |
| 3.4.2 微生物降解作用 |
| 3.4.3 生物膜的截留作用 |
| 3.4.4 特征有机物的去除途径分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 MBR与纳滤联用净化微污染水 |
| 4.1 NF的运行参数优化 |
| 4.1.1 NF的工作压力 |
| 4.1.2 NF的产水率 |
| 4.1.3 产水率对纳滤膜污染的影响 |
| 4.2 NF的进水负荷要求 |
| 4.2.1 不同进水负荷下NF的净水性能 |
| 4.2.2 进水有机负荷对纳滤膜污染的影响 |
| 4.3 MBR与NF联用工艺的净水性能 |
| 4.3.1 联用工艺对氨氮的去除 |
| 4.3.2 联用工艺对DOC和UV_(254)的去除 |
| 4.3.3 联用工艺对特征有机物的去除 |
| 4.4 NF膜的清洗 |
| 4.4.1 纳滤膜的通量变化 |
| 4.4.2 清洗剂的选择 |
| 4.4.3 清洗条件的优选 |
| 4.5 MBR-NF联用工艺的浓水处理 |
| 4.5.1 浓水的性质分析 |
| 4.5.2 浓水回流后MBR-NF系统的净水效果 |
| 4.5.3 MBR混合液的性质变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 活性炭与MBR联用净化微污染水源水 |
| 5.1 GAC-MBR与PAC/MBR性能比较 |
| 5.1.1 常规指标的去除效果 |
| 5.1.2 硝基苯的去除效果 |
| 5.1.3 硝基苯的去除规律分析 |
| 5.2 PAC/MBR的优化运行 |
| 5.2.1 氨氮的去除 |
| 5.2.2 NOM的去除 |
| 5.2.3 特征有机物的去除 |
| 5.2.4 投加策略对比 |
| 5.3 PAC对有机物的吸附 |
| 5.3.1 吸附硝基苯和 2,4,6-三氯酚 |
| 5.3.2 吸附天然有机物 |
| 5.4 PAC/MBR与MBR的微生物性能对比 |
| 5.4.1 微生物量的积累 |
| 5.4.2 硝基苯和 2,4,6-三氯酚的最大降解速率 |
| 5.4.3 微生物的种群变化 |
| 5.5 PAC的强化作用分析 |
| 5.5.1 有机物的去除途径变化 |
| 5.5.2 抗冲击负荷性能对比 |
| 5.5.3 对膜污染的影响 |
| 5.6 小结 |
| 第6章 短流程膜组合工艺净化微污染水中试研究 |
| 6.1 MBR与常规工艺对比 |
| 6.2 短流程膜组合工艺与饮用水深度处理工艺对比 |
| 6.2.1 浊度 |
| 6.2.2 氨氮 |
| 6.2.3 DOC和UV_(254) |
| 6.2.4 硝基苯 |
| 6.2.5 AOC |
| 6.3 膜组合工艺的实用性分析 |
| 6.3.1 对水源水质的适应性 |
| 6.3.2 占地面积核算 |
| 6.3.3 能耗和运行成本估算 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
四、反渗透和纳滤工艺对饮用水中致突变物去除的试验研究（论文参考文献）
- [1]给水管网终端饮用水中痕量卤乙酸的变化规律与去除机制[D]. 汪磊. 哈尔滨工业大学, 2021
- [2]微污染原水生物滤池/超滤耦合处理工艺优化及膜污染调控研究[D]. 郝松泽. 天津工业大学, 2020(01)
- [3]超滤-纳滤双膜组合工艺在高品质饮用水处理中的研究[D]. 李雨轩. 兰州交通大学, 2019(04)
- [4]氯代酮/醛类消毒副产物的生成机理及其在常规净水工艺中的生成潜能评估[D]. 余晓敏. 合肥工业大学, 2019(01)
- [5]水厂纳滤工艺的运用分析与研究[J]. 王维新. 中国资源综合利用, 2018(09)
- [6]纳滤膜技术在饮用水深度处理中的应用现状[J]. 张平允,殷一辰,周文琪,王铮,张东,舒诗湖. 净水技术, 2017(10)
- [7]饮用水遗传毒性测试中TA98和TA100的敏感度和可靠度比较[J]. 张丽萍,刘文君. 生态毒理学报, 2017(05)
- [8]复合预氧化强化混凝—超滤工艺净水关键技术研究[D]. 赵赫. 天津大学, 2017(09)
- [9]纳滤用于提升某微污染水源水厂出水水质的效果研究[D]. 吴玉超. 清华大学, 2016(04)
- [10]短流程膜组合工艺净化微污染水源水研究[D]. 张泉. 哈尔滨工业大学, 2016(02)