一、反渗透水处理设备中膜的污染及清洗（论文文献综述）
陈阳[1]（2021）在《高压静电场预处理对有机膜污染及其清洗效果影响研究》文中指出近年来,膜分离技术作为一项绿色、无污染的新型水处理技术得到了水处理从业者的普遍关注,并进行了广泛的研究与应用。然而,由于膜分离技术在应用过程中,不可避免的会伴随膜污染问题的存在,制约着膜技术的推广。为了缓解膜污染问题,采用合理的预处理技术目前被认为是一种有效的方方法。由于成熟的预处理技术存在着不可避免的缺陷,迫切的需要开发出新型的预处理技术。根据相关研究表明,高压静电场技术对水中胶体物质的作用特点正好满足膜污染控制需求,同时可使药剂更容易进入生物膜中与膜清洗过程有着一定的相关性,因此本研究选择将其作为膜过滤过程的前端装置,旨在探究高压静电场对有机膜污染的影响过程与作用机理,同时分析对其对膜污染清洗是否具有提高作用,为实际生产工作提供理论基础。主要研究内容包括以下几个部分:（1）采用多糖、蛋白质、腐殖质三种典型的有机模拟污染物,探究高压静电场对有机膜污染的影响及其机理过程。通过实验结果发现,高压静电场预处理可有效缓解多糖类型的有机膜污染,加重蛋白质类型的有机膜污染,对腐殖质类型的有机膜污染作用效果不明显。（2）探究高压静电场对有机物污染清洗效果的影响,主要把高压静电场对在线清洗效果的影响作为研究重点。实验结果表明,无论是纯水、氢氧化钠还是次氯酸钠,高压静电场都可有效提升其清洗效果,对次氯酸钠的清洗效果提升最为明显。（3）探明高压静电场在实际现场中影响效果,进而解决或者缓解实际现场中的膜污染问题,选择中石化中的新鲜水制取工艺进行效果验证。分别进行短期和长期实验,实验结果表明,运行十天后,高压静电场可使膜污染缓解7%左右;而运行两个月后,高压静电场可使膜污染缓解12%以上,同时发现,在高压静电场作用下可有效增加药剂对膜污染的清洗效果。
刘状[2]（2021）在《钢铁行业废水中污染物对膜蒸馏性能的影响》文中研究说明钢铁行业废水是一种难处理的复杂工业废水,含有多种有机污染物和无机盐,污染物浓度高,可生化性差,是影响钢铁行业近零排放的主要难题。膜蒸馏作为一种新兴的膜分离技术,具有高截留率、低污染、对废水适用性强、操作简单等优点,近年来被认为是焦化、石化、印染等复杂工业废水深度处理与再生回用的潜在技术。但目前对膜蒸馏处理钢铁行业废水的过程缺乏系统的研究,因此,本文系统分析了钢铁行业废水的污染特性,探究了膜蒸馏处理钢铁行业废水的可行性,分析了污染物与膜表面的相互作用机制。主要从以下几个方面开展研究并得出结论:（1）系统研究钢铁行业产生的反渗透浓水、中和站废水及其混合废水的污染指标,通过三维荧光光谱（3D-EEM）、离子色谱、气相色谱-质谱（GC-MS）等手段分析不同类别废水的污染特性。发现RO浓水Ⅰ与其他钢铁废水相比含有较高浓度的氨氮和杂环类有机物,而RO浓水Ⅱ的总磷和有机酸含量较高,中和站废水的有机物和无机盐含量明显高于其他废水,其中有机物以卤代烃、烷烃、脂类为主,无机盐以Cl-、SO42-、Ca2+为主,混合废水中有机物以烷烃为主,这些废水的污染物组成及特性可能对膜蒸馏的性能产生明显的影响。（2）探究了膜蒸馏处理钢铁行业废水的可行性,连续监测膜蒸馏过程中产水通量和电导率的变化,分析膜蒸馏产水的水质,发现膜蒸馏能够高效截留钢铁行业废水中的大部分无机和有机污染物,用于钢铁行业废水深度回用具有广阔的前景。但RO浓水Ⅰ由于氨氮含量较高且杂环类有机物含量较高,会发生部分膜润湿;膜蒸馏处理RO浓水Ⅱ的效果较好,通量和产水电导相对稳定;中和站废水中高浓度的Cl-、SO42-、Ca2+等离子容易堵塞膜孔,引发明显的通量衰减现象;而废水经混合后由于有机-无机污染物间的络合作用可以一定程度上减轻上述膜润湿和膜污染的现象。（3）进一步通过扫描电镜-X射线能谱仪（SEM-EDS）、接触角仪、X射线光电子能谱仪（XPS）等手段分析钢铁行业废水中污染物在膜表面的累积及其理化特性,并通过Hermia模型拟合污染类型,计算膜蒸馏过程中阻力的变化情况,对膜污染行为进行解析。发现RO浓水Ⅰ污染层较致密且以疏水性有机物为主,污染层阻力随膜蒸馏时间逐渐增大,污染类型接近中间堵塞;RO浓水Ⅱ形成的污染层较为疏松,但膜污染类型更接近完全堵塞;中和站废水的污染层主要由亲水性无机盐晶体构成,通量衰减主要由于浓差极化阻力的增大,膜清洗后通量易于恢复;混合废水的污染程度较轻,以有机-无机复合污染类型为主。
桂双林[3]（2021）在《反渗透膜处理稀土工业废水及传质特性研究》文中研究说明以氨水/NaOH为皂化剂的稀土湿法冶炼萃取分离过程产生大量的高盐（主要为NH4Cl/NaCl）废水,直接排放不仅会浪费大量水资源,而且会造成水环境破坏,严重制约稀土工业的绿色可持续发展。本文主要以稀土工业废水中典型污染物NH4Cl/NaCl为研究对象,研究了反渗透（RO）膜对模拟废水（NH4Cl/NaCl溶液）的分离性能。基于反渗透的溶解-扩散（Solution-Diffusion,SD）模型,验证和建立了稀土工业废水在RO过程中的水通量和盐通量传输方程,并结合膜理论和电解质理论,研究了水分子和盐分子在RO膜传质过程中的复杂传输和分离现象。针对RO处理稀土工业废水的膜污染问题,研究混凝沉淀、超滤等预处理技术的处理效果及膜污染特征。研究结果可为膜分离技术在稀土工业废水处理中的应用提供科学依据。本研究取得的主要成果如下:（1）明确了反渗透SG膜对稀土工业废水（NH4Cl/NaCl溶液）的分离性能。当NH4Cl/NaCl溶液浓度1-40 g/L,在操作压力30 bar条件下,RO膜对NH4Cl和NaCl溶液的截留率和渗透通量分别为77.87～96.99%和6.6901～35.7806 L m-2 h-1、86.98～98.46%和5.6885～42.9572 Lm-2 h-1。阳离子的水合离子半径和水合能是影响RO膜对盐截留性能的主要因素,其中Na+水合离子半径（3.58 A）大于NH4+（3.31 A）,Na+的水合能（-454 kJ/mol）大于 NH4+（-331 kJ/mol）,从而导致相同质量浓度的NH4C1和NaCl溶液的渗透通量（J）和截留率（R）分别为JNaCl>JNH4Cl、RNaCl>RNH4Cl。（2）基于SD模型,构建了适于RO膜处理稀土工业废水的水通量和盐通量传质模型。水通量（Jw）与净驱动力（Δp-Δπ）呈线性相关,符合SD模型水通量方程的表达式Jw=A（Δp-Δπ）;NH4Cl和NaCl溶液在SG膜传输过程中的渗透系数A值分别为1.29 Lm-2 h-1 bar-1和1.35 Lm-2 h-1 bar-1。盐通量（Js）与膜两侧盐溶液浓度差（Cf,s-Cp,s）与SD模型的盐通量方程表达式出现了背离,呈幂函数关系Js=β（Cf,s-Cp,s）α;NH4Cl和NaCl溶液的盐通量方程分别为Js=1.08（Cf,s-Cp,s）0.97和Js=0.63（Cf,s-Cp,s）1.05。采用实际废水对水和盐通量传质模型进行了验证,预测结果与实验结果吻合较好,表明SD模型中的水通量方程和本研究建立的盐通量方程在RO膜处理稀土工业废水中的适用性和科学性。（3）揭示了浓差极化（Concentration Polarization,CP）效应和离子活度效应对盐分子和水分子在RO膜内的传质影响。由于CP效应,膜表面盐溶液浓度Cfm 比原溶液中的盐浓度Cf高出1.02-1.21倍,NaCl和NH4Cl溶液的Bcp/B分别为82.8～98.9%和83.3～96.7%。根据膜理论和电解质理论,CP效应和热力学非理想性对盐分子在RO膜内的传质系数有一定的影响,当NaCl/NH4Cl盐溶液浓度较低时（Cf≤1 g/L）,对盐分子的传质系数影响较小;当盐溶液浓度较高时（Cf≥5 g/L）,NaCl和NH4Cl的Ba/B值分别为1.12～1.42和1.14～1.49,表明离子活度效应影响占主导作用;不同浓度NaCl和NH4Cl溶液中的真实水分子传质系数Afm与表观水分子传质系数Af几乎相等,表明CP效应和离子活度效应对水分子在RO膜内的传质影响较小。（4）明确了有机物对RO膜处理稀土工业废水时分离性能的影响,揭示了RO膜污染特征。研究了模拟废水（NH4Cl和P507混合溶液）中有机物（萃取剂P507）浓度对RO分离性能的影响,发现较低浓度的P507对RO脱盐的截留率影响较小。采用RO膜处理NH4Cl+P507混合溶液,膜面呈现NH4Cl盐结晶和有机污染共存的膜污染现象,且P507浓度越高,膜污染越严重。采用RO处理实际稀土工业废水,当操作压力为35～40 bar时,氨氮和COD的平均去除率分别为73.97%和68.33%,Pb、Cu、Zn等重金属的去除率均在90%以上。由于稀土工业废水盐分高,RO膜的渗透通量随时间增加而显着降低,出现了严重的膜污染现象,膜面污染物以铵盐等晶体颗粒形成的无机污染为主;采用酸洗和EDTA清洗对膜面无机污染的去除效果相对较好,碱洗对膜面有机污染的去除效果相对较佳。（5）优化了稀土工业废水预处理工艺操作参数。采用混凝沉淀预处理稀土工业废水,当废水中混凝剂PFS浓度为6 mg/L时,COD、浊度、Zn、Cu和Pb的去除率分别为43.1%、69.2%、72.7%、62.7%和60.0%。采用超滤预处理稀土工业废水,当超滤膜操作压力为1～5 bar时,COD和浊度平均去除率分别为26.5%和77.7%;超滤膜污染主要为无机污染,且以沉积层及沉积形成的堵孔污染为主。采用混凝沉淀+超滤组合工艺预处理稀土工业废水,对废水中COD、浊度、Zn、Cu和Pb的去除效率分别为72.9%、93.5%、82.0%、74.5%和68.0%,但对氨氮（氯化铵盐）的去除效果十分有限,经预处理后的废水中污染物杂质相对较少,可以进入反渗透膜进一步处理。
杨丹[4]（2021）在《基于CFD的PVDF中空纤维膜性能研究及机理分析》文中研究表明为经济发展对水资源日益增长的需求,污水处理及废水回用已经成为全球关注的焦点。膜生物反应器（MBR）作为传统废水处理技术与膜分离技术有机结合的新型污水处理系统具有占地面积小、处理效果好、出水水质稳定等特点,在水处理领域得到了广泛的应用,然而受实验条件及设备成本等的限制,目前对膜领域机理层面的深入研究还存在一定的局限性。计算流体力学CFD方法及其通用软件作为一种仿真模拟工具,能与理论实验研究手段相结合,在更小尺度上描述实际流场的水力学特征,且能实时观察模型的流动规律和物性参数,为膜领域的研究及最佳工艺设置等提供了重要依据。本研究采用流体力学方法,以应用在MBR中的单根膜丝及膜组件为研究对象,利用前处理软件GAMBIT建立了相应的几何模型,并引入了多孔介质进行了单相、固液两相及气液两相数值模拟。从膜的固液分离性能,气相和液相速度、压力、壁面剪切应力等开展研究,分析了膜在过滤过程中的水动力特征,运用实验数据验证了模拟结果的准确性,并通过研究二维简化反应器中的气含率分布,考察曝气布置高度及曝气强度对MBR膜污染内在流场的影响,为MBR优化设计及最佳工艺参数设置提供理论依据和参考价值。根据模拟过程及效果得出结论为:二维及三维单根膜丝单相模拟结果基本相同。单根膜丝存在入口过渡段,过渡段内中心速度大,靠近壁面处速度逐渐减小;膜内压力沿管长方向逐渐降低;壁面剪切应力沿管长方向迅速减小,并趋于稳定;全量过滤及错流过滤时膜的固液两相分离性能良好,全量过滤出口处黏性值与纯水逐渐接近;错流过滤下膜丝内的压力值稳定减小,最后在出口处逐渐趋于零。气液两相流模拟的单根膜丝柱丝膜组件内流体流速沿径向不断减小,出口处由于多孔区域的挤压及两侧壁面对其形成的阻力,速度有所增加;剪切应力与流体流速有关,流速越大,剪切应力越大;0.3m/s的液相流速与0.1m/s相比,入口端部位膜丝受力大,流体流量大,经过膜过滤阻力后速度下降相对缓慢,膜通量较理想,且膜内整体压力较大,膜丝出口处由于能量损失高,压力下降速度快;0.3m/s与0.15m/s气体速度下的速度分布无较大差异,0.3m/s时的膜丝表面气体速度较大,气泡群产生的剪切应力强,有利于后期膜表面污染的清洗。简化的反应器膜组件距离曝气孔50mm,曝气速度为0.45m/s的模型及膜组件距离为30mm曝气速度为0.3m/s时的模型反应器内部的气含率分布都较为均匀,气液混合效果好,为最优设计。
郝秀娟[5]（2020）在《Ca2+原位改性对TFC正渗透膜污染的控制效能与机理研究》文中进行了进一步梳理淡水资源短缺问题日益严重,全球面临十分严峻的水危机,正渗透膜分离技术因低能耗、出水水质好等已成为污/废水处理再生回用、海水淡化等多水源开发的重要技术手段。聚酰胺薄膜复合膜（TFC）制备简单、分离性能好是半渗透膜处理工艺的首选材料,但膜污染问题仍然限制着该技术在实际工程中的推广应用。本研究以提高TFC膜的抗污染能力为导向,基于已有研究提出的膜污染机理,设计并制备抗污染TFC膜,解析改性TFC膜的有机污染和生物污染行为,阐明其抗污染机理,以期提出适用于TFC膜污染控制的简易有效方法。本研究设计并提出一种新型原位架桥策略进行抗污染TFC膜的制备,因为TFC膜表面带有大量的羧基官能团,在实际应用过程中,与进料液中二价阳离子之间发生络合作用在膜表面产生较严重的膜污染现象。在界面聚合反应的水相单体间苯二胺（MPD）溶液中掺入一定浓度的Ca2+,然后与油相单体均苯三甲酰氯（TMC）溶液反应制备聚酰胺活性层,以原位固定膜表面的羧基活性位点。优化界面聚合反应过程中Ca2+的掺入量优化膜性能,采用多种表征手段分析原位架桥改性TFC膜的理化特性,并初步评价改性TFC膜的抗污染特性。试验结果表明,在界面聚合反应中添加1.0 wt.%CaCl2原位固定羧基官能团改性TFC（TFC-Ca（1.0））膜表面羧基密度从28.9±0.8 nm-2降到16.9±0.5 nm-2。Ca2+带正电,由于电中和效应使TFC-Ca（1.0）膜表面的电负性从-28.6±1.2 m V增加到-19.4±0.9 m V。这种由Ca2+在聚酰胺层与羧基原位架桥的方法有效地阻止了与进料液中二价离子-污染物作用,以海藻酸钠为代表污染物的有机污染试验结果表明Ca2+架桥改性膜的抗污染能力提高,水通量下降程度减小,试验结束时TFC-control膜的水通量下降了36.7%,而TFC-Ca（1.0）膜的水通量仅下降了17.3%。经过物理清洗后TFC-Ca（1.0）膜的水通量恢复率均大于95%,原位架桥改性TFC膜有效抑制膜表面形成二价离子-污染物外架桥污染层,显着提高TFC膜的抗污染能力。为了更好地理解原位Ca2+架桥改性TFC膜处理不同有机污染物的膜污染特性及抗污染机制,本文选用牛血清白蛋白（BSA）、腐植酸（HA）和海藻酸钠（SA）分别代表污/废水处理厂原水或二级出水中的典型污染物蛋白质、天然有机物和多糖类物质,系统地分析各种有机污染物在Ca2+原位改性膜（TFC-Ca）表面的膜染行为,并探讨了高离子强度（500 mmol/L）对TFC-Ca膜污染的影响,表征膜表面污染层特征,通过扩展Derjaguin-Landau-Verwey-Overbeek（XDLVO）理论分析膜-污染物之间的界面作用能,揭示Ca2+-羧基原位架桥改性TFC-Ca膜的抗污染机理。试验结果表明,不同有机污染物引起的膜污染水通量衰减程度依次为:BSA<HA<SA,且处理相同污染物时TFC-Ca膜的抗污染效能优于TFC-control膜。扫描电镜（SEM）测得污染试验结束改性膜断面污染层厚度减小,对于SA污染,TFC-control膜和TFC-Ca（1.0）膜的污染层厚度分别为:14.64±0.27μm vs9.62±0.43μm,总有机碳（TOC）和ICP-OES的表征结果也证明抗污染TFC-Ca膜污染层中累积有机物和二价离子减少。XDLVO理论计算结果可知,TFC-control膜与SA之间的粘附作用能?GmlfTOT=-18.13 m J/m2,然而,TFC-Ca（1.0）膜与SA之间的粘附作用能变为正值,?GmlfTOT=3.98 m J/m2,粘附作用能由负值变为正值,说明膜与污染物之间的作用由引力作用变为斥力作用,可有效抑制膜污染产生,即改性TFC膜中添加Ca2+原位固定羧基有效减小膜与污染物之间的引力作用,减轻膜污染。物理清洗后,TFC-Ca膜上的污染层易于去除,通量恢复率较高（～95%）。以上研究结果揭示了改性TFC-Ca膜通过原位固定羧基官能团可抑制污染物与膜表面之间的粘附作用,减少吸附污染以及膜表面有机污染物的沉积,提高TFC膜的抗污染能力。TFC膜表面羧基可能会影响微生物与膜表面之间作用,生物污染问题也是TFC膜在实际应用中不可忽视的部分。本研究证明,进料液中二价阳离子,尤其是Ca2+的存在,会加重TFC膜上大肠杆菌和金黄色葡萄球菌产生的污染。通过界面聚合反应制备TFC膜时,原位添加羧基化壳聚糖（CCTS）调控TFC膜表面羧基密度,研究TFC膜表面羧基官能团对微生物作用产生的膜污染影响。试验结果表明,0.3 wt.%CCTS改性TFC（TFC-CS（0.3））膜表面羧基密度为47.7±1.0nm-2,约为TFC-control膜表面羧基密度的2倍,同时发现TFC-CS膜的亲水性提高、表面粗糙度降低。当微生物污染试验累积渗透出水量为500m L时,TFC-control膜、TFC-CS（0.2）膜和TFC-CS（0.3）膜的渗透通量显着下降,分别为大肠杆菌污染初始值的49.5%、41.6%和37.0%,说明膜表面羧基-Ca2+-细菌之间的桥连作用加剧TFC膜污染。此外,Ca2+原位固定聚酰胺活性层上的羧基,累积渗透出水量为500m L时,大肠杆菌导致TFC-Ca（1.0）膜的水通量仅下降了35.6%,明显优于TFC-control膜（50.5%）的抗污染效能,降低膜表面羧基密度可以显着减缓膜表面的微生物污染。以上试验结果表明,膜表面羧基官能团是影响膜污染的一个关键因素,减少膜表面羧基活性位点可有效提高TFC膜的抗污染能力。本研究为TFC膜的设计、制备和改性提供了新思路,有助于更好地理解和控制TFC膜污染,具有一定的指导意义。
李煜堃[6]（2020）在《膜法制糖过程中的生物污染控制及清洗》文中研究指明糖是生活中必不可少的食品添加剂,其中大部分源于甘蔗制取。在国内外现行的制糖工艺中,甘蔗混合汁清净工段主要采用碳酸法或亚硫酸法,需要添加大量化学物质,且存在产品质量不稳定、污染环境、影响食品安全等问题。近年来兴起的膜法制糖技术利用纯物理分离去除甘蔗混合汁中的杂质,绿色高效,保证了食品安全。但在砍伐甘蔗过程中,断裂处会滋生肠膜明串珠菌,这类细菌以蔗糖为碳源,发酵产生无机酸以及具有高粘度的葡聚糖,在膜法制糖过程中导致严重的生物污染,给膜法制糖工艺的长期稳定运行带来了极大的阻碍。因此,为了保障该工艺长期稳定运行、保证糖品产量和质量,本文研究了肠膜明串珠菌的生长特性、脱色膜的微生物污染行为和机理,并提出了有效的控制和清洗方法。首先,在实验室观察了料液性质对肠膜明串珠菌生长的影响,发现在pH=5～6、培养温度为30℃、培养液初始蔗糖浓度为10%的条件下,肠膜明串珠菌生长最为迅速,胞外聚合物（EPS）葡聚糖的产量最大,同时细菌分泌乳酸、乙酸,导致培养环境pH值降低。然后,在中试现场实地考察了微生物污染的具体情况,发现膜分离系统运行5h后,料液酸化严重。对此,采取了升高温度、改变工艺顺序和投加杀菌剂等控制手段,取得了初步成效,但仍无法彻底解决问题。接着,利用不同生物酶（葡聚糖酶、蛋白酶、溶菌酶等）针对性的对膜面污染物进行降解,以此研究纳滤膜在死端过滤过程中的生物污染机理,研究发现造成通量衰减的主要污染物是葡聚糖,此时使用碱性溶液和葡聚糖酶溶液清洗效果最佳,通量恢复率分别为95.7%和97.6%。通过多种表征实验,发现葡聚糖与其他污染物混合后,会构成更加致密的污染层,黏附于膜表面,造成难以清除的生物污染。最后,为了更接近实际生产过程,利用错流过滤装置,分别对过滤了细菌培养液和甘蔗汁（添加细菌）的原始膜、污染后的膜和清洗后的膜进行了研究。发现膜面或离心泵的剪切力会破坏细菌细胞,释放出蛋白质,与甘蔗汁中的色素一起吸附在膜上构成污染层。同时,致密的葡聚糖层可以覆盖/包裹其他污染物（例如蛋白质、色素、细胞碎片和细菌）,将其粘附在膜上并保护其免受化学清洗。此时单独的碱性溶液或葡聚糖酶溶液清洗不再能够恢复膜通量,先使用葡聚糖酶清洗,降解掉覆盖/包裹其他污染物的葡聚糖,再使用十二烷基硫酸钠（SDS）碱性溶液清洗,清除其他污染物,能够有效清洗甘蔗汁纳滤脱色过程中的生物污染,膜通量恢复率可以达到98.9%。该研究不仅阐明了甘蔗汁纳滤脱色过程的污染机理,而且为在实际应用中控制生物污染提供了有效的策略。
曲建胜[7]（2020）在《混凝—超滤作为海水淡化预处理工艺机理及效能研究》文中提出反渗透海水淡化技术是应对全球水危机的重要战略手段,一直以来得到广泛的关注和研究。近年来,随着超滤技术的日趋成熟,工程应用成本的下降和膜性能的提升,超滤已经取代诸如砂滤等许多传统工艺,成为了反渗透海水淡化的首选预处理技术。然而,膜污染问题依旧严重影响超滤工艺的运行成本及出水水质,化学混凝作为改善水质和缓解膜污染的一种低成本且效果显着的方法,得到了广泛的研究与应用。因此,开展以混凝-超滤为核心的反渗透膜前预处理技术研究,优化混凝-超滤技术的操作参数,探索混凝对膜污染的控制机制,对反渗透海水淡化系统的稳定运行具有重要的意义。本论文选择工业常用的聚合氯化铝（PACl）为混凝剂,研究混凝工艺参数对絮体形态的调控机制以及对海水中常规污染物的去除效果;在此基础上,将混凝与超滤工艺相结合,重点研究包括混凝剂投加量、水力条件、跨膜压差等工艺参数对混凝缓解膜污染的影响及其作用机制;最后考察沉淀工艺和助凝剂对混凝控制膜污染的强化效果,从而形成适用于海水淡化反渗透膜前预处理的混凝-超滤集成工艺。主要结论如下:研究表明,体积较大和结构较密实的絮体有利于混凝沉淀的处理效果,而采用多级搅拌的絮凝方式可以明显加快絮体的成长速度。有机物的去除率主要与混凝剂的投加量有关,这是由于水体中小分子或可溶性的有机物难以通过优化水力条件等物理方法增强其去除效果。40 mg/L的混凝剂投加量可以形成较大絮体粒径和较密实的絮体。混凝剂投加量对浊度和有机物的去除效果较明显,而混凝时长的增加能够很好的强化对浊度的去除效果,但对有机物去除率影响很小。快搅搅拌强度对浊度和有机物去除效果均无太大影响。在混凝剂投加量为40 mg/L、采用300r/min的转速快搅2 min,100-50-30 r/min各5 min,沉淀30 min条件下可以得到较好的浊度和有机物去除效果。对混凝-超滤预处理工艺而言,絮体粒径大、分形维数低的絮体可以形成疏松多孔的滤饼层,可以通过合理的控制混凝-超滤过程中的运行条件来最大程度缓解超滤膜污染。20 mg/L的PACl投加量可以形成最大絮体粒径的同时维持絮体的松散结构,这是混凝机理处于电中和区域的特性导致的。混凝-超滤过程中,20 mg/L的聚合氯化铝投加量和8min的絮凝时长,0.025 m/s的膜表面过滤流速可以在维持絮体粒径在200μm以上的同时冲刷膜表面和交换膜组件中浓水,进一步提高了水通量。而60 k Pa的跨膜压差可以在保持较低的膜污染速率时获得较高的水通量,维持超滤膜长期有效的稳定运行。对海水而言,超滤出水中粒径分布的峰值出现在0.6～2 nm处,有效去除了海水中300～1000 nm粒度区间内次微米级别的污染物,出水SDI15满足反渗透进水要求。与混凝-超滤工艺对比,混凝-沉淀-超滤工艺可在一定程度上缓解超滤膜污染问题,但是对于膜通量与出水水质并没有明显的提高。对于污染程度较低的海水而言,混凝-超滤工艺在维持较低的膜污染同时克服了混凝-沉淀-超滤工艺混凝剂投加量大、絮凝和沉淀时间长的缺陷。而非离子型PAM的投加由于其大分子结构对膜孔的堵塞吸附作用造成了水通量的下降,对海水的混凝-超滤过程并不适用。
李琨[8]（2020）在《纳滤分离煤化工浓盐水的效能及膜污染机理研究》文中进行了进一步梳理煤化工行业基于煤炭储备丰富、生产清洁能源及能源需求增长的背景下,近年来发展迅猛。但该行业具有高污染和高耗水的特点,且多分布于环境容量差的地区。为了缓解环境保护和行业发展之间的矛盾,国家环保部对煤化工废水处理提出近零排放的严格要求。煤化工浓盐水来自于煤化工废水处理末端的反渗透浓水,由于具有水质复杂、污染物浓度高及处理难度大的特点成为煤化工废水处理近零排放的瓶颈。本文针对煤化工浓盐水无机盐资源化及该过程中出现膜污染现象,探究了煤化工浓盐水的纳滤分离效能、溶质截留机理及膜污染机理。最后应用碟管式纳滤膜进行煤化工浓盐水热膜耦合工业盐分离及资源化技术中试试验,探究了碟管式纳滤膜对煤化工浓盐水的分离效能,其次分析工业盐质量、环境经济效益及运行投资费用,为应用纳滤实现煤化工浓盐水资源化提供了理论依据和应用参考。本文通过考察煤化工浓盐水的纳滤分离效能随溶液组分、浓度、p H值及运行压力的变化,探讨了单价盐、多价盐和有机物的截留机理及影响因素。当运行压力为1.5 MPa时,NF270型号纳滤膜对煤化工浓盐水中硫酸根和COD的截留率分别为90.52%和74.64%,分别低于盐混合液的3.1%和12.75%,该现象归因于煤化工浓盐水中高浓度无机盐和有机物与纳滤膜之间的相互作用对截留效能的影响,附着于纳滤膜表面的有机物会削弱纳滤膜与离子之间的静电排斥效应,降低硫酸根截留率。同时由于纳滤膜孔受到高浓度无机盐影响出现膜孔溶胀现象,从而降低空间位阻效应对有机物的截留效能。纳滤截留煤化工浓盐水时出现氯离子负截留率现象,其原因为硫酸根作为煤化工浓盐水的多价同离子,在静电排斥作用下优先被截留,为了保持纳滤膜两侧溶液的电中性条件,氯离子透过纳滤膜进入产水的传输作用被促进,导致纳滤膜产水中氯离子浓度高于煤化工浓盐水,从而出现负截留现象。煤化工浓盐水有机物是影响浓盐水资源化的重要污染物,本文分析纳滤对煤化工浓盐水中特征难降解有机物（Typical refractory organic compounds,TRCs）的截留效能,优化道南空间位阻与介电排斥模型（Donnan steric pore model&dielectric exclusion,DSPM&DE）模型,提出了适用于煤化工浓盐水的纳滤截留模型参数。NF270对苯酚和吲哚的试验截留率分别为61.05%和85.62%,分别低于其截留率预测值63.27%和86.46%。正十一烷的分子量大于苯酚和吲哚,因此其试验截留率和模型预测截留率高于苯酚及吲哚。苯酚、吲哚及正十一烷的纳滤截留率表明,纳滤能够有效截留低于纳滤膜截留分子量的煤化工浓盐水TRCs。通过分析电中性TRCs物化性质及DSPM&DE模型公式,认为电中性TRCs试验截留率与模型预测截留率之间的偏差归因于分子尺寸、分子结构及亲疏水性。通过正电性TRCs的纳滤截留效能试验得知,正电性TRCs的试验截留率低于具有相同分子量的电中性TRCs的试验截留率,并且正电性TRCs的DSPM&DE模型预测截留率略高于其试验截留率。通过优化分配系数及介电排斥效应提高了DSPM&DE模型预测煤化工浓盐水TRCs截留率的精确度。煤化工浓盐水对纳滤膜具有高污染性,本文通过分析纳滤膜通量变化、产水水质变化及污染膜表征,探讨了膜污染机理及影响因素。纳滤分离试验进行至20 h时,NF270的膜通量与初始膜通量之比下降至57.97%,总有机碳、不定形硅和总溶解性固体的截留率分别从84.41%、73.26%和71.55%降低至69.37%、50.99%和53.64%,氯离子截留率从-9.82%提高至-4.23%。降低不定形硅浓度或升高溶液p H值,纳滤膜污染减轻,膜通量增大,并且有机物、总溶解性固体和不定形硅截留率提高。通过纳滤原膜与污染膜表征分析得知纳滤分离煤化工浓盐水过程中膜表面形成一种以硅胶体为主,同时包含有机物和无机盐的多孔花菜状的复合污染层,该膜污染层受到无机盐/有机物/硅胶体之间相互作用的影响。试验初期,煤化工浓盐水中的有机物首先附着于纳滤膜表面。继而截留于膜表面的不定形硅通过聚合作用形成硅胶体污染层。随着分离过程进行,纳滤膜污染层中的硅胶体与煤化工浓盐水中的不定形硅通过沉淀-沉淀作用形成严重的膜污染。采用多种化学清洗药剂对煤化工浓盐水污染膜进行清洗,探讨纳滤膜污染清洗效能。Na OH溶液和EDTA溶液的清洗效能高于柠檬酸溶液,清洗后纳滤膜通量分别恢复至初始膜通量的93%和99%。煤化工浓盐水热膜耦合工业盐分离及资源化中试试验探究了煤化工工业盐资源化效能。试验应用“钝化络合预处理-碟管式纳滤-臭氧催化氧化-蒸发结晶”集成技术实现煤化工工业盐制备。碟管式纳滤膜将煤化工浓盐水中氯化钠与无机盐总量的质量比和氯化钠与硫酸钠的质量比分别从0.64:1和2:1显着提高至0.91:1和27:1。MVR蒸发器平均蒸发量为492.12 kg/h,进料量介于0.8～1.3 m3/h之间,压缩机进出口温差和压力波动为0.2℃和1.5 k Pa。应用蒸发结晶将煤化工浓盐水制备为氯化钠,氯化钠工业盐的产量为33 kg/h,该氯化钠工业盐达到国家干盐优级品标准。基于中试试验运行情况分析投资费用和运行成本。煤化工浓盐水热膜耦合工业盐分离及资源化中试试验结果表明该技术是一种具有广泛前景的实现煤化工浓盐水工业盐资源化的技术。
杨银[9]（2020）在《原水有机物特性及其对超滤膜污染的研究》文中进行了进一步梳理原水中有机物的性质往往因其存在地域、季节气候以及周围环境等条件的不同存在差异,而这些有机物对超滤膜的污染行为又较为复杂。因此,了解具体原水中有机物的特性,同时开展其对超滤膜污染的研究将为缓解膜污染、推广膜技术的应用提供理论依据。本文对江西境内的赣江和鄱阳湖进行了多次取水,通过固相萃取技术将原水中的有机物进行了亲疏水性能分级,研究了不同原水中有机物的亲疏水性能;并以分级后的水样作为膜前水样,分别进行了超滤试验,考察了不同亲疏水性能的有机物对两种聚偏氟乙烯（Polyvinylidene fluoride,PVDF）超滤膜（截留分子量分别为100kDa和50kDa）的的污染特性。同时,研究还基于原水中有机物的分子量分布、荧光特性及亲疏水性能,结合Hermia膜污染模型,对不同原水中有机物所导致的膜污染机理进行了分析。主要研究结果如下:不同原水中有机物特性的研究表明,在常规水质指标方面,取水期间两地原水的浊度、UV254、DOC和ζ电位分别为:赣江:21.22 NTU,0.2067 cm-1,4.824 mg/L,-20.19mV;鄱阳湖:7.631 NTU,0.1410 cm-1,4.860mg/L,-23.01mV;在亲疏水性能方面,两处原水中强疏、弱疏、中亲和极亲组分的占比（以DOC计）分别为:赣江:40.06%,18.91%,29.69%,11.34%;鄱阳湖:34.98%,15.31%,29.92%,19.78%;赣江原水中各组分的SUVA值相对大小为:极亲(3.79 L·mg-1·m-1)>强疏(2.34 L·mg-1·m-1)>弱疏(1.73L·mg-1·m-1)>中亲(0.70 L·mg-1·m-1),而鄱阳湖原水中强疏和弱疏组分的SUVA值(分别为1.49 L·mg-1·m-1,1.51 L·mg-1·m-1)则略高于极亲和中亲组分(分别为1.00L·mg-1·m-1,0.70 L·mg-1·m-1);在分子量分布方面,赣江和鄱阳湖原水中的有机物分子量呈现出较为相似的规律,即多以中等分子量（1～10kDa）有机物为主,同时还含有少量小分子量（<1000Da）有机物,而有机物在大分子量（>10kDa）区域无响应;在有机物的荧光性质方面,两处原水均以富里酸和腐殖酸等腐殖质类疏水性有机物为主,但鄱阳湖原水中表现出的蛋白质类荧光峰较赣江原水更为明显。强疏和弱疏组分中多含富里酸和腐殖酸类有机物,但两组分中荧光峰的位置有所不同;中亲和极亲组分中则以亲水性蛋白类物质以及溶解性微生物的代谢产物（如多糖、蛋白质等）为主,同时还含有少量的腐殖质类物质。在超滤膜污染特性的研究中,赣江原水连续通过同种截留分子量超滤膜的拥有较为相似的比通量变化趋势。同一原水及各组分对两种截留分子量的超滤膜的比通量变化影响存在差异,而不同原水之间也有所不同。赣江原水及各组分通过100kDa超滤膜时,比通量下降程度的大小顺序为:中亲>强疏>原水>弱疏>极亲,中亲和极亲组分导致的末端比通量值分别为:0.71和0.82;经过50kDa超滤膜时,原水会引起更为严重的通量下降,原水引起的末端比通量值为0.63;而鄱阳湖原水及各组分对两种超滤膜比通量下降的影响较为相似,比通量下降程度的大小顺序为:原水>中亲>强疏>弱疏>极亲,原水分别对两种超滤膜的末端比通量值为:0.70和0.81。在有机物截留方面,以UV254计,赣江原水中极亲组分更容易被两种超滤膜截留,经两周期后其截留率分别为:44.04%和50.24%,而其他组分的截留率均较低,其中弱疏组分在两种超滤膜中的截留效率最低,分别为:8.14%和13.57%;鄱阳湖原水拥有较为相似的截留规律;以DOC计,两种超滤膜更倾向于截留赣江原水中的疏水性有机物,尤其是强疏组分,其拥有最高的去除率分别为:27.34%和38.54%;而两种超滤膜对鄱阳湖中的亲水性有机物也有较高的截留率,其中极亲组分的截留率分别为:13.17%和18.39%。在膜污染可逆性研究中,赣江中的强疏和中亲组分更易对100kDa超滤膜造成可逆污染,而弱疏和极亲组分更易形成不可逆污染,50kDa的超滤膜则与此正好相反;而对于鄱阳湖而言,各组分更加倾向于对100kDa超滤膜形成不可逆污染,而可逆污染更多在50kDa超滤膜上形成。膜污染阻力的试验结果表明,各组超滤试验均处在由膜固有污染阻力为主导的阶段,其值介于4.5×1011～7.8×1011m-1之间;而可逆污染阻力和不可逆污染阻力贡献较小,其值介于0×1011～3.0×1011m-1之间。膜污染物质的识别及机理分析的研究表明,疏水性中等分子量和大分子量的腐殖酸类和富里酸类有机物以及生物大分子有机物是引起膜通量下降的主要物质,这部分有机物多可通过水力反冲来清洗;而多糖类和蛋白质类有机物也会对膜污染有所贡献,这部分有机物则附着在膜孔内壁,多为不可逆膜污染;Hermia膜污染模型的拟合结果表明,两地原水及各组分的膜污染并非某种单一的膜污染机理所致,而是多种机理的共同作用,且整体上均表现为标准堵塞是主要的膜污染机理,而完全堵塞、中间堵塞和滤饼层过滤也会对膜污染有一定程度的贡献。
王鹏[10]（2020）在《混凝-超滤处理低浓度含铀地下水的研究》文中提出含铀地下水因具有放射性和化学毒性对人类健康构成严重威胁,常规工艺往往无法有效去除地下水铀,故需增加处理工艺以满足饮用水水质要求。混凝-超滤膜组合工艺在水处理领域应用广泛,具有处理效果好,运行费用低,易自动化操作的特点,但目前我国混凝-超滤应用于实际含铀地下水处理的研究较少,对其中混凝过程的机理研究尚且不够,本研究通过结合实际水处理工程与实验室试验深入探究混凝-超滤处理低浓度含铀地下水的效果与影响因素,并讨论了处理过程中的膜污染情况,主要内容如下:研究首先针对实际地下水放射性污染问题展开研究,通过组合工艺混凝沉淀-超滤-反渗透处理放射性强度超标地下水。6个月运行结果表明,膜组合工艺中混凝沉淀对铀的去除率为75%,超滤出水对铀的去除率升至为86%,最终反渗透出水铀去除率高于99%。该工艺长期运行造成了一定程度的膜污染并影响了出水水质。通过对比研究发现,铀在纯水中混凝沉淀去除率很高,故进一步在实验室探究了各种共存离子以及模拟有机物腐殖酸（HA）对铝盐混凝除铀的影响。结果发现,共存物质对铀去除率的影响包括促进、抑制和无影响三种情况,结合Zeta电位和铝截留率分析了共存物质影响铝盐混凝除铀的主要因素,包括:①铝水解絮体的生成;②铝盐絮体的Zeta电位变化;③共存离子及铀形态随pH的变化。对比试验发现在不同pH条件下,原水中铀的去除率显着低于纯水,并且对pH的适应性较差,在pH=6时达到最优处理效果。投加助凝剂PAM有利于进一步削减铀,最佳PAM投加量为0.2 mg/L。最后在实验室模拟混凝-超滤处理地下水过程,并考察膜污染情况,通过设置不同的操作条件,发现混凝剂投加量控制在5-10mg/L,pH=8以及PAM投加量为0.2 mg/L时能够有效减轻超滤膜污染。结合絮体性质与超滤膜表面SEM表征发现,膜污染程度主要与絮体粒径大小有关,絮体粒径越大,膜表面滤饼层越疏松,导致的膜污染程度越轻。
二、反渗透水处理设备中膜的污染及清洗（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、反渗透水处理设备中膜的污染及清洗（论文提纲范文）
（1）高压静电场预处理对有机膜污染及其清洗效果影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 膜分离技术发展 |
| 1.2 常规膜前预处理技术 |
| 1.3 常规方法的升级 |
| 1.3.1 常规方法的升级 |
| 1.4 高压静电场技术介绍 |
| 1.5 课题研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究技术路线 |
| 1.5.3 研究目的与意义 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与试剂 |
| 2.3 实验仪器与设备 |
| 2.4 实验测试方法 |
| 2.4.1 膜污染实验方法 |
| 2.4.2 膜清洗实验方法 |
| 2.4.3 现场实验方法 |
| 3 高压静电场预处理对超滤膜有机污染影响研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 高压静电场对水体中物质的影响 |
| 3.3 高压静电场预处理对超滤膜污染影响研究 |
| 3.3.1 对多糖类物质影响研究 |
| 3.3.2 对蛋白质类物质影响研究 |
| 3.3.3 对腐殖质类物质影响研究 |
| 3.4 对吸附膜污染的影响及其形貌变化 |
| 3.4.1 对多糖类物质的吸附研究与形貌变化 |
| 3.4.2 对蛋白质类物质的吸附研究与形貌变化 |
| 3.4.3 对腐殖质类物质的吸附研究与形貌变化 |
| 3.5 小结 |
| 4 高压静电场预处理对膜清洗效果影响研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 高压静电场预处理对水分子的影响 |
| 4.3 高压静电场预处理对超滤膜清洗效果研究 |
| 4.3.1 对纯水清洗效果分析 |
| 4.3.2 对氢氧化钠清洗效果分析 |
| 4.3.3 对次氯酸钠清洗效果分析 |
| 4.4 高压静电场预处理对解吸附影响研究 |
| 4.4.1 对纯水解吸附影响研究 |
| 4.4.2 对氢氧化钠解吸附影响研究 |
| 4.4.3 对次氯酸钠解吸附影响研究 |
| 4.5 小结 |
| 5 高压静电场在实际现场中的应用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 现场情况调查 |
| 5.2.1 反渗透水厂介绍 |
| 5.3 现场工艺水质分析 |
| 5.3.1 pH、电导率、浊度分析 |
| 5.3.2 TP、TN分析 |
| 5.3.3 有机物去除效果分析 |
| 5.3.4 现场概况总结 |
| 5.4 运行中存在的问题 |
| 5.5 现场设备安装 |
| 5.5.1 现场安装材料 |
| 5.5.2 现场安装情况 |
| 5.5.3 Zeta Rod?安装 |
| 5.5.4 现场实际安装 |
| 5.6 现场中试效果分析 |
| 5.6.1 膜污染效果对比 |
| 5.6.2 膜系统出水水质对比 |
| 5.6.3 经济效益分析 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（2）钢铁行业废水中污染物对膜蒸馏性能的影响（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 钢铁行业废水的研究现状 |
| 1.1.1 钢铁行业废水的来源 |
| 1.1.2 钢铁行业废水的水质特点 |
| 1.1.3 钢铁行业废水的处理技术 |
| 1.2 膜蒸馏技术 |
| 1.2.1 膜蒸馏技术原理及特点 |
| 1.2.2 膜蒸馏技术在处理复杂工业废水中的应用 |
| 1.2.3 膜污染及其控制方法 |
| 1.3 研究目的及内容 |
| 第二章 钢铁行业废水的污染特性分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料和方法 |
| 2.2.1 水样的采集及预处理 |
| 2.2.2 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 钢铁行业废水中的基本污染指标 |
| 2.3.2 钢铁行业废水中污染物的光谱特性 |
| 2.3.3 钢铁行业废水中典型有机污染物的分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 膜蒸馏处理钢铁行业废水的试验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料和方法 |
| 3.2.1 膜蒸馏过程 |
| 3.2.2 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 膜蒸馏的产水水质及膜通量 |
| 3.3.2 膜蒸馏对钢铁行业废水中无机盐的截留情况 |
| 3.3.3 膜蒸馏对钢铁行业废水中有机物的去除效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 污染物与膜表面的相互作用机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料和方法 |
| 4.2.1 膜的表征 |
| 4.2.2 膜污染模型 |
| 4.2.3 膜蒸馏过程中的阻力计算 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 污染物在膜表面的累积 |
| 4.3.2 膜表面污染层的化学成分分析 |
| 4.3.3 膜污染模型及阻力分析 |
| 4.3.4 膜污染形成机制分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 论文的主要结论 |
| 5.2 展望及建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 个人简况及联系方式 |
（3）反渗透膜处理稀土工业废水及传质特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及目的和意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的和意义 |
| 1.2 稀土工业废水处理现状 |
| 1.2.1 废水来源 |
| 1.2.2 水质特征 |
| 1.2.3 处理现状 |
| 1.3 反渗透技术及传质机理 |
| 1.3.1 基本原理 |
| 1.3.2 理论基础 |
| 1.3.3 传质机理 |
| 1.3.4 传质机理研究进展 |
| 1.4 反渗透膜 |
| 1.4.1 反渗透膜概述 |
| 1.4.2 膜污染及清洗 |
| 1.4.3 反渗透膜的预处理技术 |
| 1.5 存在的问题和需求 |
| 1.6 主要研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 反渗透膜处理稀土工业废水的分离性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 实验废水 |
| 2.2.2 实验装置和材料 |
| 2.2.3 主要试剂 |
| 2.2.4 实验方法 |
| 2.3 分析和检测方法 |
| 2.3.1 分析方法 |
| 2.3.2 检测项目及方法 |
| 2.4 数据分析 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 反渗透膜的纯水渗透系数 |
| 2.5.2 反渗透膜对NH_4Cl溶液的分离性能 |
| 2.5.3 反渗透膜对NaCl溶液的分离性能 |
| 2.5.4 反渗透膜对NaCl和NH_4Cl混合溶液的分离性能 |
| 2.6 小结 |
| 第3章 反渗透膜处理稀土工业废水的传质模型研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.3 基本理论 |
| 3.4 结果和讨论 |
| 3.4.1 水通量模型 |
| 3.4.2 盐通量模型 |
| 3.5 模型验证 |
| 3.5.1 传质模型验证 |
| 3.5.2 实际废水验证 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 反渗透处理稀土工业废水过程的传质机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.3 基本理论 |
| 4.3.1 溶解-扩散理论 |
| 4.3.2 膜理论 |
| 4.3.3 电解质理论 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 浓差极化效应分析 |
| 4.4.2 离子活度效应分析 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 反渗透膜处理稀土工业废水过程的膜污染特征研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 实验水质 |
| 5.2.2 实验装置和材料 |
| 5.2.3 实验药品 |
| 5.2.4 实验方法 |
| 5.2.5 分析和表征方法 |
| 5.3 数据分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 反渗透膜处理模拟废水及膜污染特征 |
| 5.4.2 反渗透膜处理实际废水及膜污染特征 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 反渗透膜处理稀土工业废水的预处理技术研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料和方法 |
| 6.2.1 实验废水 |
| 6.2.2 实验装置 |
| 6.2.3 实验方法 |
| 6.2.4 分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 混凝沉淀预处理效果分析 |
| 6.3.2 超滤预处理效果分析 |
| 6.3.3 混凝沉淀+超滤组合工艺预处理效果分析 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（4）基于CFD的PVDF中空纤维膜性能研究及机理分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 膜分离技术 |
| 1.2.1 背景及介绍 |
| 1.2.2 分类及应用 |
| 1.3 MBR概述 |
| 1.3.1 MBR的国内外研究现状 |
| 1.3.2 MBR的工艺原理 |
| 1.3.3 MBR的工艺特点 |
| 1.3.4 MBR的分类 |
| 1.3.5 MBR的应用 |
| 1.3.6 MBR面临的挑战 |
| 1.4 膜污染 |
| 1.4.1 膜污染概念及其影响因素 |
| 1.4.2 膜污染清洗 |
| 1.5 课题研究的目的及意义 |
| 第二章 计算流体力学及应用 |
| 2.1 CFD流体力学简介 |
| 2.2 计算流体力学基本方程 |
| 2.2.1 质量守恒方程(连续性方程) |
| 2.2.2 动量守恒方程 |
| 2.2.3 能量守恒方程 |
| 2.3 FLUENT中的相关模型 |
| 2.3.1 多孔介质模型 |
| 2.3.2 VOF模型 |
| 2.3.3 Mixture模型 |
| 2.3.4 欧拉模型 |
| 2.4 几何建模及求解设置 |
| 2.4.1 网格划分 |
| 2.4.2 边界条件设置 |
| 2.4.3 FLUENT求解 |
| 2.4.4 后处理 |
| 2.5 CFD在水处理中的应用 |
| 第三章 中空纤维膜内部流场及污水过滤中固液分离的数值模拟分析 |
| 3.1 单根中空纤维膜内部流场模拟 |
| 3.1.1 二维及三维中空纤维膜几何模型建立及网格划分 |
| 3.1.2 单根膜丝内部流速模拟结果分析 |
| 3.1.3 单根膜丝内部压力模拟结果分析 |
| 3.1.4 单根膜丝内部剪切应力模拟结果分析 |
| 3.2 中空纤维膜污水过滤中固液分离的模拟分析 |
| 3.2.1 全量过滤与错流过滤 |
| 3.2.2 Mixture混合模型下的全量过滤膜固液分离模拟 |
| 3.2.3 膜丝出口处固相的体积分数分析 |
| 3.2.4 膜丝出口处的黏度值分析 |
| 3.3 Mixture混合模型下的错流过滤膜固液分离模拟 |
| 3.3.1 膜面出口处固液相的体积分数分析 |
| 3.3.2 膜丝出口处固相的体积分数分析 |
| 3.3.3 膜过滤内部压降分析 |
| 3.3.4 膜内部液相流速分析 |
| 3.4 理论结果论证 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 中空纤维柱式膜组件的内部流场流动分析模拟 |
| 4.1 模型建立及网格划分 |
| 4.2 0.1m/s液相速度下膜组件内部流场分布结果分析 |
| 4.2.1 不同截面下组件内部液相速度模拟结果分析 |
| 4.2.2 膜组件径向速度变化分析 |
| 4.2.3 膜组件壁面平均剪切应力分析 |
| 4.3 0.3m/s液相速度下膜组件内部流场分布结果分析 |
| 4.3.1 y=0 截面下组件内部液相速度模拟结果分析 |
| 4.3.2 膜组件径向速度变化分析 |
| 4.3.3 膜组件压力分析 |
| 4.3.4 膜组件壁面平均剪切应力分析 |
| 4.4 混合模型下柱式膜组件的气相速度模拟结果分析 |
| 4.5 0.1m/s与0.3m/s下各参数的对比分析 |
| 4.5.1 组件内部分区域的平均速度对比图 |
| 4.5.2 组件内部分区域的平均压力对比图 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 FLUENT模拟膜组件中膜表面污染的气体冲洗性能研究 |
| 5.1 模型建立及运算 |
| 5.2 模拟结果分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和科研情况 |
| 致谢 |
（5）Ca2+原位改性对TFC正渗透膜污染的控制效能与机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 膜法水处理技术 |
| 1.1.1 压力驱动膜处理技术 |
| 1.1.2 正渗透膜技术 |
| 1.2 正渗透膜污染及控制技术 |
| 1.2.1 膜污染机理 |
| 1.2.2 膜污染影响因素 |
| 1.2.3 膜污染控制 |
| 1.3 TFC膜聚酰胺活性层改性 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 膜材料 |
| 2.1.2 化学试剂 |
| 2.1.3 试验仪器 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 聚酰胺复合(TFC)膜制备 |
| 2.2.2 膜传质性能的表征 |
| 2.3 分析检测方法 |
| 2.3.1 膜表面官能团及元素 |
| 2.3.2 膜表面Zeta电位 |
| 2.3.3 膜表面形貌特征 |
| 2.3.4 膜表面粗糙度 |
| 2.3.5 膜表面亲疏水性 |
| 2.3.6 膜表面羧基密度 |
| 2.4 Ca~(2+)原位架桥稳定性评价 |
| 2.4.1 吸附试验 |
| 2.4.2 析出试验 |
| 2.5 膜污染试验方法 |
| 2.5.1 有机污染试验 |
| 2.5.2 生物污染试验 |
| 2.5.3 细菌吸附试验 |
| 2.6 界面作用能分析 |
| 第3章 Ca~(2+)原位改性 TFC膜的制备、表征及抗有机污染特性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 原位架桥改性膜制备与表征 |
| 3.2.1 原位架桥改性膜制备 |
| 3.2.2 膜表面特性表征 |
| 3.3 膜的传质性能和渗透性能评价 |
| 3.4 改性膜表面Ca~(2+)稳定性评价 |
| 3.5 改性膜的抗污染效能初步评价 |
| 3.5.1 正渗透模式下抗有机污染研究 |
| 3.5.2 反渗透模式下抗有机污染研究 |
| 3.6 膜清洗 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 改性TFC-Ca膜的抗有机污染机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 低离子强度下的有机污染机理 |
| 4.2.1 膜污染导致水通量变化 |
| 4.2.2 膜表面污染层表征 |
| 4.2.3 有机污染物-膜表面界面作用能分析 |
| 4.2.4 Mg~(2+)、Ba~(2+)对TFC-Ca膜污染影响研究 |
| 4.2.5 浸泡TFC膜的抗污染性能研究 |
| 4.2.6 以实际水为背景的膜污染 |
| 4.3 高离子强度下的有机污染机理 |
| 4.3.1 膜污染导致水通量变化 |
| 4.3.2 膜表面污染层表征 |
| 4.3.3 高离子强度下界面作用能分析 |
| 4.4 膜污染可逆性评价 |
| 4.5 本章小节 |
| 第5章 改性TFC-Ca膜的抗微生物污染效能与机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 二价阳离子对TFC膜微生物污染的影响 |
| 5.2.1 Ca~(2+)对TFC膜微生物污染的影响 |
| 5.2.2 Mg~(2+)对TFC膜微生物污染的影响 |
| 5.3 TFC膜表面羧基密度的调控 |
| 5.3.1 CCTS改性TFC膜制备 |
| 5.3.2 膜表面特性表征 |
| 5.4 膜的传质性能和渗透性能评价 |
| 5.5 CCTS改性TFC膜微生物污染行为 |
| 5.6 改性TFC-Ca膜对微生物污染的控制特性研究 |
| 5.6.1 FO模式下微生物污染行为 |
| 5.6.2 微生物污染静态粘附特性 |
| 5.6.3 膜表面微生物污染层表征 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间所发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（6）膜法制糖过程中的生物污染控制及清洗（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 膜法制糖 |
| 1.1.1 膜分离技术 |
| 1.1.2 膜分离技术在制糖过程中的应用 |
| 1.1.3 膜污染和清洗 |
| 1.2 膜分离过程中的生物污染 |
| 1.2.1 生物污染形成机制和危害 |
| 1.2.2 生物污染控制 |
| 1.2.3 生物污染清洗 |
| 1.3 课题的提出及主要研究内容 |
| 1.3.1 研究背景和意义 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 第2章 膜法制糖过程中的生物污染现象和抑菌初探 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料与设备 |
| 2.2.2 实验操作流程 |
| 2.2.3 数据分析及计算公式 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 料液性质对微生物生长的影响 |
| 2.3.2 膜通量-料液停留时间-细菌量的关系 |
| 2.3.3 中试现场抑菌初探 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 膜法制糖过程中的生物污染机理解析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验材料和设备 |
| 3.2.2 实验操作流程 |
| 3.2.3 实验分析表征 |
| 3.2.4 数据分析过程及计算公式 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 死端过滤中的膜污染机理分析 |
| 3.3.2 表征解析生物污染机理 |
| 3.4 本章总结 |
| 第4章 膜法制糖过程中的生物污染清洗 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料和设备 |
| 4.2.2 实验操作流程 |
| 4.2.3 实验分析表征 |
| 4.2.4 数据分析过程及计算公式 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 错流过滤下的膜污染行为及清洗 |
| 4.3.2 甘蔗汁纳滤脱色的微生物污染机理 |
| 4.4 本章总结 |
| 第5章 总结与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（7）混凝—超滤作为海水淡化预处理工艺机理及效能研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 海水淡化技术 |
| 1.3 反渗透海水淡化技术的发展 |
| 1.3.1 世界反渗透海水淡化技术的发展 |
| 1.3.2 国内反渗透海水淡化技术的发展 |
| 1.4 反渗透海水淡化预处理技术 |
| 1.4.1 传统预处理技术 |
| 1.4.2 膜法预处理技术 |
| 1.5 超滤预处理技术 |
| 1.5.1 超滤 |
| 1.5.2 反渗透海水淡化超滤预处理工艺进展 |
| 1.6 超滤膜污染 |
| 1.6.1 膜污染分类 |
| 1.6.2 超滤膜污染控制 |
| 1.7 混凝-超滤预处理技术 |
| 1.7.1 混凝 |
| 1.7.2 混凝-超滤耦合 |
| 1.7.3 混凝缓解膜污染影响因素 |
| 1.8 课题研究目的与意义 |
| 1.9 课题研究内容 |
| 1.9.1 主要研究内容 |
| 1.9.2 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 原水水质 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验药品和仪器 |
| 2.2.2 中空纤维超滤膜 |
| 2.2.3 膜组件 |
| 2.3 实验装置与实验方法 |
| 2.3.1 混凝沉淀实验方法 |
| 2.3.2 混凝超滤实验方法 |
| 2.3.3 混凝-超滤工艺优化实验 |
| 2.4 水质分析方法 |
| 2.4.1 常规分析方法 |
| 2.4.2 纳米粒度分析 |
| 2.5 絮体结构分析 |
| 2.5.1 絮体粒度分析 |
| 2.5.2 分形维数 |
| 2.6 中空纤维膜污染分析方法 |
| 2.6.1 膜污染阻力计算方法 |
| 2.6.2 膜表面形态分析 |
| 3 混凝-沉淀工艺处理条件和机理研究 |
| 3.1 序言 |
| 3.2 混凝剂投加量 |
| 3.2.1 Zeta电位随投加量变化 |
| 3.2.2 浊度随投加量变化 |
| 3.2.3 有机物去除效果随投加量变化 |
| 3.2.4 絮体粒度随投加量变化 |
| 3.3 快搅阶段转速对混凝效果的影响 |
| 3.3.1 浊度随快搅转速变化 |
| 3.3.2 有机物去除效果随快搅转速变化 |
| 3.4 搅拌时长对混凝效果的影响 |
| 3.4.1 浊度随搅拌时长变化 |
| 3.4.2 有机物随搅拌时长变化 |
| 3.4.3 絮体粒径随搅拌时长变化 |
| 3.5 小结 |
| 4 混凝优化超滤膜过滤条件研究 |
| 4.1 序言 |
| 4.2 混凝剂投加量优化实验 |
| 4.2.1 不同投加量下通量变化 |
| 4.2.2 不同投加量下膜阻力分析 |
| 4.2.3 不同投加量下絮体特性 |
| 4.2.4 不同投加量下UV254去除率 |
| 4.3 混凝时长对膜污染的影响 |
| 4.3.1 不同混凝时长下通量变化 |
| 4.3.2 不同混凝时长下絮体特性 |
| 4.3.3 不同混凝时长下的分形维数 |
| 4.3.4 不同混凝时长下的UV254去除变化 |
| 4.4 进水流速对膜污染的影响 |
| 4.4.1 不同流速下的膜通量变化 |
| 4.4.2 不同流速下的絮体特性 |
| 4.5 跨膜压差对膜污染的影响 |
| 4.5.1 不同跨膜压差下的纯水通量 |
| 4.5.2 跨膜压差对混凝-超滤过程的影响 |
| 4.6 小结 |
| 5 混凝-超滤工艺优化研究 |
| 5.1 序言 |
| 5.2 沉淀工艺对混凝缓解超滤膜污染的影响 |
| 5.3 PAM对混凝缓解超滤膜污染的影响 |
| 5.4 不同预处理工艺对比 |
| 5.4.1 不同预处理工艺通量下降对比 |
| 5.4.2 不同预处理工艺浊度去除效果对比 |
| 5.4.3 不同预处理工艺有机物去除效果对比 |
| 5.4.4 不同预处理工艺出水SDI15和纳米粒度分析 |
| 5.4.5 不同预处理工艺膜表面形貌 |
| 5.5 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（8）纳滤分离煤化工浓盐水的效能及膜污染机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景 |
| 1.1.1 煤化工行业在我国能源战略地位的分析 |
| 1.1.2 煤化工行业废水处理的瓶颈 |
| 1.1.3 煤化工浓盐水资源化的行业意义 |
| 1.1.4 煤化工浓盐水来源及水质特性 |
| 1.2 煤化工浓盐水膜处理技术研究进展 |
| 1.2.1 超滤膜处理技术 |
| 1.2.2 反渗透技术 |
| 1.2.3 电渗析分离及浓缩技术 |
| 1.2.4 其他膜处理技术 |
| 1.2.5 膜技术处理煤化工浓盐水难点分析 |
| 1.3 纳滤膜分离技术研究现状 |
| 1.3.1 纳滤膜分离技术研究现状 |
| 1.3.2 纳滤膜形态及材料 |
| 1.3.3 纳滤膜结构 |
| 1.4 纳滤的截留机理及传质模型 |
| 1.4.1 不可逆热力学模型 |
| 1.4.2 细孔模型 |
| 1.4.3 电荷模型 |
| 1.4.4 道南空间位阻模型 |
| 1.4.5 道南空间位阻与介电排斥模型 |
| 1.5 纳滤膜污染机理及控制研究 |
| 1.5.1 纳滤膜污染类型 |
| 1.5.2 纳滤膜污染清洗控制 |
| 1.5.3 纳滤膜污染监测方法 |
| 1.6 课题来源及研究的目的和意义 |
| 1.6.1 课题的来源 |
| 1.6.2 课题研究的目的及意义 |
| 1.7 课题主要研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料和仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 水质检测项目与方法 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 纳滤膜性能测试 |
| 2.2.2 煤化工浓盐水纳滤分离小试试验 |
| 2.2.3 DSPM&DE模型预测有机物截留率试验 |
| 2.2.4 膜污染清洗试验 |
| 2.2.5 煤化工浓盐水热膜耦合工业盐分离及资源化中试研究 |
| 2.3 分析及表征方法 |
| 2.3.1 常规分析方法 |
| 2.3.2 三维荧光光谱分析 |
| 2.3.3 原子力显微镜分析 |
| 2.3.4 扫描电子显微镜及能谱分析 |
| 2.3.5 全反射傅里叶变换红外光谱分析 |
| 第3章 纳滤膜煤化工浓盐水分离效能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 盐混合液的纳滤分离效能 |
| 3.2.1 运行压力对离子截留率影响 |
| 3.2.2 溶液浓度及组分对离子截留率影响 |
| 3.2.3 纳滤对有机物截留效能 |
| 3.2.4 有机物浓度对离子截留效能的影响 |
| 3.3 纳滤对煤化工浓盐水分离影响分析 |
| 3.3.1 运行压力对膜通量的影响 |
| 3.3.2 有机物截留率随运行压力变化 |
| 3.3.3 运行压力对离子截留率的影响分析 |
| 3.3.4 pH值对离子分离效能影响 |
| 3.3.5 有机物截留率随pH值变化分析 |
| 3.3.6 重金属的截留效能分析 |
| 3.4 煤化工浓盐水纳滤分离机理 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 煤化工浓盐水有机物纳滤截留机理及模型应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 纳滤分离TRCS效能研究 |
| 4.2.1 纳滤分离电中性TRCs效能 |
| 4.2.2 纳滤对正电性TRCs分离效能 |
| 4.2.3 三维荧光光谱分析(3D-EEM) |
| 4.3 DSPM&DE模型建立及预测 |
| 4.3.1 DSPM&DE模型建立 |
| 4.3.2 DSPM&DE模型参数计算 |
| 4.3.3 电中性TRCs截留率预测 |
| 4.3.4 正电性TRCs截留率预测 |
| 4.3.5 煤化工浓盐水TRCs的截留机理分析 |
| 4.4 DSPM&DE模型优化 |
| 4.4.1 DSPM&DE模型优化 |
| 4.4.2 优化DSPM&DE模型预测及验证 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 煤化工浓盐水纳滤膜污染机理及控制研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 纳滤膜污染随时间变化 |
| 5.2.1 膜通量衰减特征 |
| 5.2.2 溶质截留率随运行时间变化 |
| 5.2.3 膜污染对NF270截留效能影响 |
| 5.3 膜复合污染影响分析 |
| 5.3.1 硅浓度对膜污染及截留效能影响 |
| 5.3.2 有机物浓度对膜污染及截留效能影响 |
| 5.3.3 膜污染及溶质截留率随pH值变化 |
| 5.4 纳滤膜污染表征及分析 |
| 5.4.1 原子力显微镜表征(AFM) |
| 5.4.2 扫描电镜及X射线能谱表征(SEM-EDS) |
| 5.4.3 傅里叶红外变换光谱分析(ATR-FTIR) |
| 5.4.4 煤化工浓盐水纳滤膜污染机理 |
| 5.5 膜污染清洗效能分析 |
| 5.5.1 膜污染清洗效能分析 |
| 5.5.2 膜污染清洗液成分分析 |
| 5.5.3 化学清洗后纳滤膜表面形态 |
| 5.5.4 低氮杂环浓盐水纳滤膜污染 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 煤化工浓盐水工业盐分离及资源化中试研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 煤化工浓盐水热膜耦合工业盐分离及资源化技术 |
| 6.3 钝化络合预处理技术 |
| 6.4 碟管式纳滤膜分离技术 |
| 6.4.1 碟管式纳滤分离离子效能 |
| 6.4.2 碟管式纳滤截留有机物效能 |
| 6.4.3 纳滤回收率对截留率影响 |
| 6.5 臭氧催化氧化有机物去除效能 |
| 6.6 蒸发结晶制备工业盐 |
| 6.7 环境效益、经济效益及成本分析 |
| 6.7.1 环境及经济效益分析 |
| 6.7.2 投资及运行费用分析 |
| 6.8 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 |
（9）原水有机物特性及其对超滤膜污染的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 净水处理中膜技术的发展研究 |
| 1.1.1 膜技术的特点及应用现状 |
| 1.1.2 超滤技术的优势及挑战 |
| 1.2 超滤膜污染研究 |
| 1.2.1 主要污染物 |
| 1.2.2 主要污染机理 |
| 1.2.3 控制措施 |
| 1.3 天然有机物(NOM)在超滤膜污染中的研究 |
| 1.3.1 NOM概述 |
| 1.3.2 NOM在超滤膜污染领域的研究现状 |
| 1.3.3 NOM性质对超滤膜污染行为的影响 |
| 1.4 研究意义与内容 |
| 1.4.1 研究的目的与意义 |
| 1.4.2 研究的主要内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 试验材料和方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验装置 |
| 2.2.1 有机物浓缩装置 |
| 2.2.2 亲疏水性分级系统 |
| 2.2.3 平板超滤膜试验系统 |
| 2.3 水质分析 |
| 2.3.1 常规水质指标 |
| 2.3.2 紫外可见光(UV254)吸收波长 |
| 2.3.3 溶解性有机碳(DOC) |
| 2.3.4 比紫外吸收值(SUVA) |
| 2.3.5 有机物分子量 |
| 2.3.6 有机物亲疏水性 |
| 2.3.7 三维荧光光谱(EEM) |
| 2.3.8 衰减全反射傅里叶红外光谱(ATR-FTIR) |
| 2.4 膜污染分析方法 |
| 2.4.1 膜比通量分析 |
| 2.4.2 可逆性分析 |
| 2.4.3 膜污染阻力分析 |
| 2.4.4 膜污染模型分析 |
| 第三章 不同原水中有机物的特性分析 |
| 3.1 常规水质指标分析 |
| 3.2 亲疏水性能 |
| 3.2.1 亲疏水性分级的可行性分析 |
| 3.2.2 赣江原水中有机物的亲疏水性组成情况 |
| 3.2.3 鄱阳湖原水中有机物的亲疏水性组成情况 |
| 3.3 分子量分布 |
| 3.4 全波长扫描分析 |
| 3.5 荧光性能 |
| 3.5.1 赣江原水及各组分的三维荧光分析 |
| 3.5.2 鄱阳湖原水及各组分的三维荧光分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 超滤膜污染特性研究 |
| 4.1 比通量变化分析 |
| 4.1.1 赣江原水过两种超滤膜的比通量对比 |
| 4.1.2 赣江原水及各组分过两种超滤膜的比通量变化 |
| 4.1.3 鄱阳湖原水及各组分过两种超滤膜的比通量变化 |
| 4.2 有机物去除情况 |
| 4.2.1 赣江原水及各组分过两种超滤膜的有机物去除情况 |
| 4.2.2 鄱阳湖原水及各组分过两种超滤膜的有机物去除情况 |
| 4.3 可逆性分析 |
| 4.3.1 赣江原水及各组分过两种超滤膜的可逆性 |
| 4.3.2 鄱阳湖原水及各组分过两种超滤膜的可逆性 |
| 4.4 膜污染阻力分析 |
| 4.4.1 赣江原水及各组分过两种超滤膜的膜污染阻力 |
| 4.4.2 鄱阳湖原水及各组分过两种超滤膜的膜污染阻力 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 膜污染的物质识别及机理分析 |
| 5.1 超滤前后有机物的特性分析 |
| 5.1.1 赣江超滤前后有机物的全波长扫描分析 |
| 5.1.2 赣江超滤前后有机物的荧光性质变化 |
| 5.1.3 鄱阳湖超滤前后有机物的荧光性质变化 |
| 5.2 污染膜表面官能团的分析 |
| 5.2.1 赣江原水及各组分污染后的膜表面官能团分析 |
| 5.2.2 鄱阳湖原水及各组分污染后的膜表面官能团分析 |
| 5.3 膜污染模型拟合情况分析 |
| 5.3.1 赣江原水过两种超滤膜的膜污染模型 |
| 5.3.2 赣江原水及各组分的膜污染模型 |
| 5.3.3 鄱阳湖原水及各组分的膜污染模型 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简历 在读期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（10）混凝-超滤处理低浓度含铀地下水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 铀的性质及铀污染 |
| 1.2.1 铀性质 |
| 1.2.2 铀的来源与危害 |
| 1.3 低浓度含铀废水处理方法综述 |
| 1.4 膜组合工艺除铀研究现状 |
| 1.5 混凝-超滤技术膜污染 |
| 1.6 研究内容与研究意义 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 膜组合工艺处理低放射性地下水的研究 |
| 2.1 应用示范简介 |
| 2.2 工艺方案 |
| 2.2.1 工艺方法 |
| 2.2.2 监测方案 |
| 2.2.3 水质分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 常规水质指标变化 |
| 2.3.2 脱盐效果分析 |
| 2.3.3 放射性指标 |
| 2.3.4 铀与放射性强度关系 |
| 2.3.5 铀去除情况 |
| 2.3.6 微生物群落变化 |
| 2.3.7 膜污染情况 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 混凝-超滤去除水中低浓度铀 |
| 3.1 材料与试剂 |
| 3.1.1 实验主要试剂 |
| 3.1.2 实验所用材料 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.3 分析检测方法 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 纯水中除铀效果 |
| 3.4.2 离子强度对除铀的影响 |
| 3.4.3 碳酸根对除铀的影响 |
| 3.4.4 硫酸根对除铀的影响 |
| 3.4.5 硅酸根对除铀的影响 |
| 3.4.6 磷酸根对除铀的影响 |
| 3.4.7 钙离子对除铀的影响 |
| 3.4.8 HA对除铀的影响 |
| 3.4.9 实际地下水中混凝除铀效果 |
| 3.4.10 强化混凝-超滤除铀 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 混凝过程对超滤膜污染的影响研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.2 实验装置与步骤 |
| 4.3 分析测试方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 混凝剂投加量对膜通量的影响 |
| 4.4.2 膜表面形貌 |
| 4.4.3 不同pH条件对超滤膜通量影响 |
| 4.4.4 不同pH条件絮体性质 |
| 4.4.5 膜表面/断面形貌 |
| 4.4.6 助凝剂投加量对膜通量的影响 |
| 4.4.7 不同PAM投加量絮体性质 |
| 4.4.8 膜表面/断面形貌 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 硕士期间所得成果 |
| 作者及导师简介 |
| 附件 |
四、反渗透水处理设备中膜的污染及清洗（论文参考文献）
- [1]高压静电场预处理对有机膜污染及其清洗效果影响研究[D]. 陈阳. 西安理工大学, 2021(01)
- [2]钢铁行业废水中污染物对膜蒸馏性能的影响[D]. 刘状. 山西大学, 2021(12)
- [3]反渗透膜处理稀土工业废水及传质特性研究[D]. 桂双林. 南昌大学, 2021(02)
- [4]基于CFD的PVDF中空纤维膜性能研究及机理分析[D]. 杨丹. 天津工业大学, 2021(01)
- [5]Ca2+原位改性对TFC正渗透膜污染的控制效能与机理研究[D]. 郝秀娟. 哈尔滨工业大学, 2020
- [6]膜法制糖过程中的生物污染控制及清洗[D]. 李煜堃. 中国科学院大学(中国科学院过程工程研究所), 2020(02)
- [7]混凝—超滤作为海水淡化预处理工艺机理及效能研究[D]. 曲建胜. 北京交通大学, 2020(03)
- [8]纳滤分离煤化工浓盐水的效能及膜污染机理研究[D]. 李琨. 哈尔滨工业大学, 2020
- [9]原水有机物特性及其对超滤膜污染的研究[D]. 杨银. 华东交通大学, 2020(01)
- [10]混凝-超滤处理低浓度含铀地下水的研究[D]. 王鹏. 北京化工大学, 2020(02)
标签：有机物论文; 反渗透水处理设备论文; 中空纤维超滤膜论文; 膜通量论文; 反渗透原理论文;