一、不同原水用二氧化氯消毒的实验室研究（论文文献综述）
蔡广强[1]（2021）在《耐氯芽孢菌对供水系统水质安全的影响及工程控制措施》文中指出氯因其杀菌高效、稳定性好、成本低等特点,在饮用水处理中已有百余年的使用历史,至今仍是世界范围内使用最为广泛的消毒剂,为供水安全作出了重要贡献。虽然氯消毒能够有效灭活绝大多数病原菌,但部分细菌对氯具有较强的耐受性、甚至在余氯存在的条件下仍能生长,这部分细菌被称为耐氯菌。近年来,我国南方某市饮用水厂中多次发生季节性菌落总数超标风险,均由耐氯菌引起。部分耐氯菌具有致病性,对饮用水安全构成严重威胁。因此,如何控制耐氯菌的生长繁殖、降低菌落总数超标风险,是目前饮用水安全保障亟需解决的问题。本研究针对由耐氯菌引起的季节性水质风险问题,采用高通量测序技术对供水系统中细菌群落进行解析,并对芽孢的分布规律进行研究,以明确耐氯菌的组成与分布规律;以饮用水厂中分离出的3种芽孢形成菌作为典型耐氯菌,分析其生物学特性;在以上研究的基础上,进行耐氯菌控制技术研究,并以我国南方某水厂改造工程为依托,将形成的关键技术进行工程应用。研究结果显示:供水系统中细菌群落指数、菌落总数和芽孢数整体上雨季高于旱季,且其沿水处理工艺过程整体呈下降趋势,但在砂滤池和炭滤池出水中存在升高现象,水处理工艺过程中对细菌群落指数、菌落总数和芽孢数起到削减作用的工艺单元包括混凝沉淀、臭氧化、超滤和消毒。耐氯菌属从水源到水厂逐渐增多,致病性耐氯菌属主要包括分枝杆菌属（Mycobacterium）和芽孢杆菌属（Bacillus）;非致病性耐氯菌属主要包括鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）、寡养单胞菌属（Stenotrophomonas）和甲基杆菌属（Methylobacterium）。陶瓷超滤膜能够实现对3种典型耐氯菌（蜂房芽孢杆菌、蜡样芽孢杆菌和梭形芽孢杆菌）的完全截留去除。此外,梭形芽孢杆菌与其芽孢的细胞表面疏水性,及对氯（Cl2）和二氧化氯（Cl O2）的耐受性均最高。Cl2和Cl O2预氧化能有效刺激芽孢形成菌转化为芽孢,且芽孢在强化混凝沉淀工艺中能够被强化去除。单独使用紫外（UV）高效灭活芽孢形成菌所需的UV剂量较高,但基于UV的高级氧化技术（UV-AOPs）,特别是UV与单过硫酸氢钾（UV/PMS）,及UV与Cl2组合工艺（尤其是UV-Cl2）均能有效强化对芽孢形成菌的灭活。UV单独灭活时,灭活后菌体细胞表面产生轻微褶皱,体积缩小,且细胞内部结构紊乱,局部产生低电子密度水肿区,但菌体细胞结构仍完整,未有细胞内容物泄漏。而UV-AOPs、UV与Cl2组合工艺灭活后,菌体细胞则遭到不同程度的破坏,细胞壁和细胞膜破损,菌体细胞皱缩明显,甚至出现明显凹陷,且细胞呈中度或重度水肿,胞内出现大面积低电子密度水肿区,甚至呈坏死、崩解状态,导致细胞内容物泄漏,且泄漏量与灭活率呈正比。在我国南方某水厂,建立了集强化常规处理、臭氧-炭砂滤池深度处理、UV-Cl2组合消毒于一体的耐氯菌控制技术应用工程。工程改造后,出厂水中菌落总数和芽孢数基本无检出;相较于改造前,微生物安全保障水平大幅提升。出厂水106项指标均符合《生活饮用水卫生标准》GB 5749-2006的规定,同时亦满足更为严苛的深圳市地方标准《生活饮用水水质标准》DB 4403/T60-2020的要求。工程的基建成本为5 563 128.21万元,新增单位制水成本0.057 2元/m3,具备经济可行性。本研究提出的耐氯菌控制方法,可为国内其他地区类似水质问题的解决提供借鉴,为饮用水生物安全性保障提供理论指导和技术支撑。
曹培玲[2]（2021）在《GAC-UF一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸处理效能的研究》文中提出随着经济的迅猛发展,人们生活水平的提高。对饮用水水质的要求也越来越高。消毒副产物一经发现就受到人们的重视,其致癌、致畸、致突变的“三致”毒性会对人体造成巨大的危害。GAC-UF一体化净水柱即颗粒活性炭-超滤一体化净水柱,是将活性炭和超滤两种净水工艺组合在一个柱子内的装置,这种组合工艺不仅节省了水厂占地,而且对于能耗损失和成本都大幅度降低。之前已经对其处理饮用水常规指标（硝酸盐氮、硫酸盐、重金属六价铬、氨氮和COD等）进行了实验研究,并且这些常规指标的去除效果较好。若一体化净水柱对水中消毒副产物有一定的去除能力,对其在水厂和水处理领域的实际应用有着重大意义。本文选取腐殖酸和色氨酸两种物质作为消毒副产物前驱物代表,利用颗粒活性炭-超滤一体化净水柱对其去除效果进行研究。主要研究了形状和碘值不同的7种活性炭对腐殖酸和色氨酸去除效果的静态实验。静态实验主要从进水p H值、吸附时间、活性炭投加量、反应温度和原水浓度五个因素对不同种类的活性炭吸附污染物效果进行研究。根据静态实验选取去除效果最好的活性炭,利用一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸进行动态实验。动态实验主要是根据原水p H值、进水流量和原水浓度这些方面考察一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸的去除效果。研究装置对腐殖酸和色氨酸去除效果的最佳条件、因素和去除效率。论文的主要结论如下:（1）静态实验中,活性焦和柱状类活性炭去除效果最好,尤其是柱状碘值800活性炭。活性焦和柱状类活性炭在p H≤7时对腐殖酸和色氨酸去除效果较好。活性炭投加量对去除效果的影响实验中,柱状碘值800和椰壳碘值1100的活性炭腐殖酸去除效果较好;柱状碘值800的活性炭和碘值1000的活性焦色氨酸去除去除效果最好。反应时间对去除效果的影响,腐殖酸去除效果最好的是活性焦和柱状碘值800的活性炭。去除效果最好的活性焦色氨酸2 mg·L-1时去除率最高为81.92%,柱状碘值800活性炭色氨酸去除率为93.07%。（2）原水浓度对去除效果的影响。腐殖酸去除效果最好的是椰壳类活性炭,色氨酸去除效果较好的是活性焦和碘值800的柱状活性炭。反应温度对去除效果的影响,腐殖酸去除效果较好的是活性焦和柱状碘值1000活性炭。活性焦色氨酸去除率为81.33%,柱状碘值800活性炭色氨酸去除率为74.29%。这两种活性炭去除效果最好。（3）针对超滤单独进行的动态单因素实验中,进水流量的实验中,进水流量为160m L·min-1时腐殖酸去除效果最好,p H=5时腐殖酸去除率最高为63.92%;进水流量为100 m L·min-1时色氨酸最大去除率为47.15%,p H=8时色氨酸去除率最大为64.75%。腐殖酸和色氨酸都是浓度较大时去除效果较好。（4）活性炭-超滤联合作用的一体化净水柱实验中,进水流量为160 m L·min-1,反应时间为6.5 h的腐殖酸去除效果最好,p H=5时腐殖酸去除效率最高为81.08%;进水流量为120 m L·min-1,反应时间6.5 h时色氨酸去除效果最好,p H=6时色氨酸最大去除率为55.50%。腐殖酸浓度和色氨酸浓度都为5 mg·L-1时,去除效果最好,去除率为42.34%和43.44%。（5）通过静态实验和超滤膜单独实验都说明活性炭和超滤对腐殖酸和色氨酸有一定的去除效果。静态实验是动态实验的基础和前提,通过静态实验认识到,活性炭最佳去除效果是p H<7时,并且柱状类活性炭去除效果仅次于活性焦,去除效果较好。动态实验是在静态实验基础上进行,超滤和超滤-活性炭联合去除效率比较,联合后去除效果有所提高,并且腐殖酸和色氨酸浓度较大时(4 mg·L-1-5 mg·L-1)去除效果较好。（6）颗粒活性炭-超滤一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸这些消毒副产物的前驱物质有一定的去除效果,主要是活性炭的强大的吸附能力,对有机物也有一定的去除能力,超滤膜主要是筛分作用,这些有机物质与活性炭接触后去除部分,经过超滤膜筛分后降低他们在水中的浓度。并且一体化净水柱将两种工艺组合,中间通过滤网隔离,不仅节省装置占地面积,而且避免了两种工艺的干扰,去除效果也有所提高。
李佩琪[3]（2021）在《预氧化/预加压协同混凝沉淀去除水中有机物及藻类研究》文中进行了进一步梳理在中国西北地区,地表水源水在冬春季会呈现低温低浊特性,而部分地表水源在夏季又存在藻类爆发现象。因此,本研究以高效去除低温低浊水中的有机物及解决藻类爆发问题为目标,选择预氧化/预加压联合混凝沉淀技术进行探究,实验用水为西安某深水分层型水库原水。在此基础上,对“引汉济渭工程”中同时处于汛期时的汉江水与黑河水进行不同比例掺混,探究掺混后的水质变化及预氧化对有机物的去除效果。主要研究成果和结论如下:（1）通过在西北某水厂建立网格絮凝-斜管沉淀和机械絮凝-气浮两条中试线,探究何种工艺最优及预氧化强化最优工艺对低温低浊水中有机物的去除效果与机理。结果显示:网格絮凝-斜管沉淀工艺对浊度、CODMn、UV254和DOC的去除效果更好、总运行费用更低。选择高铁酸钾、高锰酸钾和二氧化氯对网格絮凝-斜管沉淀工艺做预氧化强化处理。高锰酸钾投加量为0.6 mg/L时,对有机物的去除效果最优。紫外特性分析显示不同预氧化药剂去除的有机物吸光度主要在250nm～450 nm之间。EEMs平行因子分析显示不同预氧化药剂对不同组分有机物的去除各有侧重。（2）对汛期时黑河水和汉江水进行不同比例掺混。结果显示:当黑河水所占比例越少,汉江水所占比例越多时,掺混后水的浊度和CODMn含量越高,而UV254和DOC含量越低。当水质发生变动时,同一组最优PAC和PAM投加量可以适应一定范围内的水质波动。本实验选择高锰酸钾作为最佳预氧化药剂。（3）通过对天然高藻水进行预加压实验,探究不同压力、不同加压时间和PAC投加顺序对藻类去除的影响。结果显示:先加压实验组对浊度、藻密度、叶绿素a浓度和CODMn的去除率优于同时加压加PAC实验组。当预压力为0.7 MPa、加压时间为60 s时,它对浊度、藻密度、叶绿素a浓度和CODMn的去除率分别为84.5%、53.0%、51.8%和23.0%。相对于加压时间,预压力大小是造成出水差异的主要因素。预加压技术对绿藻的去除也有一定效果。（4）通过对螺旋藻、小球藻和铜绿微囊藻三种纯种藻进行四种不同预处理方式的实验,探究不同预处理方式对不同藻种的去除效果。结果显示四种不同预处理方式对螺旋藻和小球藻的藻密度及有机物的去除效果高低排序均为:高铁酸钾预氧化>次氯酸钠预氧化>预加压>未加压;对铜绿微囊藻的藻密度及有机物的去除效果高低排序为:预加压>高铁酸钾预氧化>次氯酸钠预氧化>未加压。再次证明了预加压也有利于小球藻的去除。
曲科宇[4]（2020）在《二氧化氯对蒙山水厂中藻类及生成物控制效果的研究》文中研究说明近年来,水环境富营养化程度越来越高,已经发展成世界范围内关键的环境污染问题之一,导致藻类生物过量滋生,继而发生水华。水库型自来水厂经常遭受水华问题的困扰,当水源水中含有的藻类浓度过高时,会影响水池中混凝沉淀的效率,并导致过滤器阻塞、过滤周期大大缩减、增加出厂水中藻类毒素和藻类消毒副产物比例等问题。二氧化氯（ClO2）能够控制藻类的主要原因是它对苯环具有一定的结合能力,可以使苯环发生变化而不产生气味。藻细胞中叶绿素内的吡咯环和苯环的相似度极高,因此ClO2也同样可以与吡咯环结合,氧化叶绿素,从而导致藻类代谢停止。ClO2作为一种强氧化剂具有良好的除藻效果,在除藻过程中不会产生三致物质,不会增加水的色度,可以降低嗅味物质等优点。本文以遭受藻类污染的蒙山水厂为研究对象,对其水源水库-黄土山水库进行检测和分析,探究了ClO2除藻效果的诸多影响因素、ClO2对藻细胞及胞外有机物的控制效果、ClO2去除藻类过程中产生无机副产物亚氯酸盐（ClO2-）的规律。研究表明,黄土山水库已经处于富营养化状态,首要污染物有营养盐、藻类和有机物。黄土山水库的藻类繁殖具有季节性变化特征,主要集中在夏季,在7月份和8月份藻类繁殖速度最快,水库中藻类的生长最优的种属主要集中在蓝藻门下的颤藻和铜绿微囊藻。影响ClO2预氧化除藻效果实验表明:藻原液中叶绿素a含量为93.95μg/L的条件下,合理的ClO2投加浓度约为1.0 mg/L,接触氧化时间为10 min左右,最佳温度为25℃;投加低浓度的ClO2时,藻细胞对ClO2具有一定抵抗力,只能去除少量的藻细胞;当投加的ClO2浓度逐渐提高,藻细胞的抵抗力被瓦解,随着大量藻类细胞的破损,藻类的去除率显着提高;当藻原液在酸性条件下时,ClO2的除藻效果优于在碱性条件下的除藻效果。ClO2对藻细胞及胞外有机物的控制效果实验得出:ClO2对藻类细胞的生长繁殖抑制效果很好,而且ClO2浓度越大,抑制藻类活性的效果越好;随着ClO2投加浓度的提高,可溶性有机碳（DOC）浓度增加,土臭素（GSM）和胞外二甲基异莰醇（2-MIB）的含量都有不同程度的增加。1.0 mg/L的ClO2氧化叶绿素a含量为93.95μg/L的藻原液10 min后,2-MIB与GSM分别增加了6.3%和65.1%。ClO2去除藻类过程中产生无机副产物ClO2-规律的实验表明:无机副产物ClO2-的生成量受原水的p H和ClO2投加浓度的影响较大,ClO2-的生成量随p H和ClO2投加浓度的增加而增加,剩余ClO2的含量随p H和ClO2投加浓度的增加而减少;藻类的起始浓度、有机物浓度和氨氮浓度对ClO2-的生成影响都很小。
罗曼[5]（2020）在《长江流域部分地区饮用水中二甲基亚硝胺现状及其健康风险评估》文中提出研究目的:1.初步了解长江流域部分地区饮用水中二甲基亚硝胺（NDMA）的分布特征。2.以集中式供水单位（饮用水处理厂）为研究单位,分析NDMA成因及影响因素。3.对NDMA进行健康风险评估。研究方法:1.在长江流域部分地区沿岸上游、中游、下游的3省市区（县）内共选择29家生活饮用水集中式供水单位,调查员利用问卷和现场勘察形式获取集中式供水单位的基本情况,主要包括水厂基本信息和水源周边污染情况等内容。2.按照给定的NDMA采样方法及《生活饮用水标准检验方法》（GB/T 5750-2006）采集水源水、各水处理单元水、出厂水和管网末梢水样品。采用固相萃取/气相色谱-质谱检测法检测NDMA,采用《生活饮用水标准检验方法》（GB/T 5750-2006）中的方法检测其他指标。3.使用EpiData3.1建立数据库,将收集的水质数据与供水单位问卷调查表录入数据库;采用ArcGis10.5绘制地图和空间分析;采用Excel、SPSS24.0和SAS9.2对水质检测数据及供水单位基本情况进行统计描述和统计分析,检验水准α=0.05。运用Oracle CrystalBall软件对NDMA进行健康风险评估不确定性分析。研究结果:1.本研究的长江流域部分地区饮用水中检测出NDMA。不同水域NDMA的污染程度不同,其中上游地区的污染浓度较高。2.29个集中式供水单位的水源水、各水处理单元水、出厂水和管网末梢水中NDMA的浓度范围ND～98.40 ng/L,中位数为9.37 ng/L,四分位数间距为4.12～15.68 ng/L,NDMA的检出率为95.3%。3.水源水中NDMA的浓度范围为1.55～96.70 ng/L,中位数为14.51 ng/L,四分位数间距为6.04～19.85 ng/L,检出率为100%。空间上,NDMA污染程度总体上从上游向下游逐渐降低。4.出厂水中NDMA的浓度范围为ND～74.40ng/L,中位数为9.90ng/L,四分位数间距为5.54～14.99 ng/L,检出率为94.8%。所有出厂水样本中NDMA值均未超出WHO《饮用水水质准则》（第四版,限值为100 ng/L）;参照加拿大安大略省区域性限值（9 ng/L）,超标率51.7%;参照美国麻省和加州区域性限值（10ng/L）,超标率44.8%。空间上,NDMA污染程度总体上从上游向下游逐渐降低。5.各水处理单元中NDMA在各处理工艺之间小幅波动,呈下降趋势。预处理措施的去除率为20%-26%,过滤措施的去除率为25%-33%,深度处理措施的去除率为30%-78%。6.出厂水中其他消毒副产物指标三氯甲烷、三溴甲烷、一溴二氯甲烷、二溴一氯甲烷、二氯甲烷、亚氯酸盐和氯酸盐的浓度范围分别为ND～0.0448mg/L、ND～9.8800mg/L、ND～0.0110 mg/L、ND～0.0053 mg/L、ND～0.0078 mg/L、ND～0.6000 mg/L和ND～2.0900mg/L。其中三溴甲烷超标率16.67%,氯酸盐超标率16.67%。空间上,三氯甲烷、三溴甲烷和二氯甲烷浓度总体上从上游向下游逐渐降低,一溴二氯甲烷、二溴一氯甲烷浓度总体上从上游向下游逐渐增高。7.水源水中pH值与NDMA关系较好（R2=0.321）。除pH外,水源水中NDMA含量与典型水质参数相关性较弱。8.出厂水中NDMA与三氯甲烷、二氯甲烷在0.05水平上显着相关,与三溴甲烷、二氯一溴甲烷在0.01水平上显着相关。9.LASSO回归模型:出厂水中NDMA值=1.434077枯水期+0.146765城市管网型水厂+7.550449水源水质Ⅲ类+1.764057无混合池+1.688239无网格絮凝设施+3.796930有机械絮凝设施+3.545623无平流沉淀设施+5.829542有重力式无阀过滤设施+1.301881液氯消毒-0.034224水源水浊度-0.063643水源水亚硝酸盐氮含量。R2=0.906,拟合方程较好。10.出厂水NDMA的个人年致癌风险值总和的范围为1.06×10-5～3.87×10-4/年,其平均值为9.84×10-5/年。最高浓度NDMA经口途径摄入的危险值为2.76×10-5/年,经皮肤途径摄入的风险值为3.59×10-4/年,总风险值为3.87×10-4/年,经口途径暴露时的健康风险评估结果的确定性为98.11%,各参数对评估结果的敏感性分别在0～38.4%及0～-34.4%之间。其中体重和饮水率是影响评估结果确定性的关键因素。研究结论:1.本次研究地区饮用水受到不同程度的NDMA污染,总体处于可接受水平,但局部地区的NDMA水平偏高。2.长江沿岸研究地区饮用水中NDMA浓度主要受水源水质类型、水处理设施、季节性和消毒剂种类的影响。3.长江沿岸集中式供水单位出厂水中NDMA具有一定的致癌风险值,应予以关注。
陈圣哲[6]（2020）在《不同氧化工艺去除亚硝酸盐效能对比研究》文中指出为了解决烟台开发区第二水厂出水亚硝酸盐含量偏高的问题,研究解析了水厂亚硝酸盐来源,考察了不同氧化工艺去除亚硝酸盐的效能,分析了不同氧化剂种类以及各类氧化剂投加量、p H、氧化时间,温度和氨氮浓度,COD等因素对亚硝酸盐去除效率的影响,本文通过文献资料调研对国内外饮用水厂亚硝酸盐污染危害、现状以及处理方法等方面进行全面了解,随后以烟台开发区第二水厂为研究对象,通过设计实验对该水厂提供的自来水中的亚硝酸盐浓度、硝酸盐浓度、氨氮浓度、余氯浓度进行测定。为了降低自来水中的亚硝酸盐浓度,通过研究不同种类的氧化剂投加量对亚硝酸盐去除效果,最终确定最佳氧化剂投加方案,实验结果表明,氯的最佳投加量为6 mg/L,其它氧化剂的最佳投加量均在2～3mg/L。研究结果对水厂实际运行过程中的亚硝酸盐去除有一定的理论与数据支撑,对于自来水厂制定亚硝酸盐去除有较大的借鉴意义,研究结果如下:（1）经过实验确定了烟台开发区第二水厂原水中的亚硝酸盐浓度是处于较低水平,因此,该水厂亚硝酸盐主要是由于长距离管网输送过程中导致氧化剂液氯消耗,使得管道末端余氯浓度不足,从而使得自来水中的亚硝酸盐去除不完全。（2）通过氯,二氧化氯,高锰酸钾以及氯和高锰酸钾联用对亚硝酸盐去除效果研究发现,氯的最佳投加量为6 mg/L,其它氧化剂的最佳投加量都在2～3 mg/L,通过对比,组合工艺氯加高锰酸钾为最优氧化方式。（3）10～37℃是适宜亚硝化细菌的生长温度,当水温在20～30℃时,硝化细菌也有较好的活性,亚硝化反应形成的亚硝酸盐能够被硝化细菌完全氧化成硝酸盐,若水温<20℃或水温>30℃时,此时亚硝化细菌的活性强于硝化细菌,亚硝酸盐就会在水中积累。（4）通过对烟台开发区第二水厂进行调研发现,自来水的p H值取值范围为7.54～8.48,而在这个PH范围内亚硝化细菌的活性也是强于硝化细菌的,有利于亚硝酸盐的积累。（5）实验发现伴随着氧化反应时间的延长,各种氧化剂对亚硝酸盐的氧化效果都有一定程度的提升,氯和二氧化氯这两种氧化剂单独使用随氧化时间的延长对亚硝酸盐的氧化去除效果提升并不明显,高锰酸钾对亚硝酸盐的氧化效果上升趋势较为明显,氧化时间1 h后较刚开始的0.5 h内的去除率提高显着;这主要是由于氯和二氧化氯这两种氧化剂氧化性强,在水中反应十分迅速,在氧化反应开始的前0.5h内就能将水中大部分亚硝酸盐氧化为硝酸盐。通过分析上述试验结果得知,烟台开发区第二水厂出水亚硝酸盐含量偏高主要存在于管网中,原因在于管网水中余氯浓度不足以及目前的消毒工艺对亚硝酸盐去除效果不是十分理想,通过比对不同氧化工艺对亚硝酸盐的去除效能,可以考虑采用氯加高锰酸钾的组合工艺,不但比单一使用氯这一种消毒剂去除亚硝酸盐效果好,而且大大减少了消毒副产物,提升了自来水的口感,试验还分析了氧化剂去除亚硝酸盐的合适温度,PH以及反应时间。
黄翥[7]（2020）在《预氧化强化低温低浊水混凝工艺效能及对三氯乙醛控制研究》文中研究说明大部分位于我国北纬30°以上的水库,在冬季均会出现水体封冻,水质呈现低温低浊的特性。甲净水厂的进水源自甲水库,位于我国东北地区,每年冬季有长至四到五个月的冰封期。甲净水厂现使用的生产工艺为常规净水工艺,较难处理低温低浊时期的原水。因此甲净水厂增大了混凝剂的投量,以强化混凝的过程。但混凝剂投量的增大存在边际效应,且使水厂运营成本大大提高了。同时,由于甲净水厂的供水管网较长,为保证管网末端余氯达标,消毒剂投量较高,这也是出水中消毒副产物三氯乙醛（Chloral Hydrate,CH）超标风险较高的原因之一。本课题针对水厂以上实际问题,以甲净水厂的低温低浊进水为实验用水,选用高锰酸钾、高铁酸钾、次氯酸钠和二氧化氯作为预氧化剂,选择在整体工艺前端增加预氧化工艺的方式,系统地探索了单一预氧化和两两联用的复合预氧化工艺对常规净水工艺下的低温低浊水的混凝强化和CH控制的效能,提出了在低混凝剂投量下,有效强化混凝和控制CH超标风险的预氧化工艺方案。首先,通过对以上四种预氧化剂的单一预氧化工艺的研究,发现了在适当的投量和反应时间下,单一预氧化工艺对混凝效能各指标的去除率均有一定的强化,且能一定程度控制CH的生成量。其中次氯酸钠预氧化对混凝效能各指标的强化效果最好;二氧化氯预氧化对CH生成量的控制效果最好。但总的来说,不同预氧化剂对混凝效能各指标的影响不同,整体提升效果差强人意。其次,进一步对以上四种预氧化剂的两两联用的复合预氧化工艺进行了系统研究,通过带中心点的部分析因实验,系统地分析了各工艺的强化混凝的效能和控制CH的效果。研究证明了各预氧化工艺模型对某些特定响应均有协同作用,同时探讨了各工艺对解决实际生产问题的适用性,选择了高锰酸钾联合次氯酸钠复合预氧化工艺。因此,对高锰酸钾联合次氯酸钠预氧化工艺进行了响应曲面实验,并利用熵权法和满意度函数法优化了工艺参数:高锰酸钾投量0.2070mg/L,次氯酸钠投量0.7737mg/L、次氯酸钠反应时间10min。模型验证实验所得的色度、CH生成量去除率分别与预测值相差2.08%和1.68%,证明了模型的准确性和优化的有效性。最后,对此工艺进行混凝剂投量的研究,发现在保证混凝效果的前提下,能减少10%的混凝剂投量,且提升了21.5%的对CH的生成量去除率。对方案进行了经济分析,按日供90万吨净水计算、启用时长4个月计算,单纯在节省药剂成本一项,在每年水质低温低浊期便可节省94.28万元。
徐舒悦[8]（2020）在《氯胺与无烟煤反应生成消毒副产物的研究》文中研究表明氯胺作为一种应用广泛的预氧化剂和消毒剂,其与水中天然有机物生成卤代消毒副产物和亚硝胺类消毒副产物已被深入研究。然而无烟煤作为目前饮用水处理常用的一种滤料,具有和腐殖酸等天然大分子有机物类似的成分,当其和含氯胺水接触时具有产生消毒副产物（DBPs）的风险,这一问题却一直被人们所忽视。因此本研究的目的是探究氯胺与无烟煤滤料生成卤代消毒副产物和亚硝胺类消毒副产物的规律,揭示无烟煤作为滤料的风险。本研究针对p H、氯胺浓度、无烟煤质量、反应时间等变量对氯胺与无烟煤滤料生成卤代DBPs和亚硝胺类DBPs的影响进行探究,并且考察无烟煤浸出液与氯胺反应生成DBPs的情况以及实际水体中氯胺与无烟煤生成DBPs的情况,最后模拟动态过滤实验和反冲洗实验研究氯胺与无烟煤生成DBPs的规律。这一研究为饮用水的安全消毒提供一定的理论支持,为水处理工艺的优化提供有效的建议。研究发现p H对氯胺与无烟煤滤料生成卤代DBPs和亚硝胺类DBPs有相似的显着影响,在碱性条件下两类DBPs的生成量均明显更高;氯胺浓度的增加会促进卤代DBPs的生成,而大部分亚硝胺类DBPs的生成量呈现先增长后下降的趋势,在氯胺浓度为10 mg/L时生成量达到最大值,且在氯胺浓度达15 mg/L后,生成量趋于稳定;由于低质量无烟煤的吸附面积更小,从而无烟煤质量较低时,两类DBPs的生成量更高;研究反应时间对亚硝胺类DBPs生成量的影响发现,在反应1h时就有大量亚硝胺类DBPs生成,且其生成量在8小时内无较大增长,在反应5天后,各种亚硝胺类DBPs的生成量有所增加,且趋于稳定;考察无烟煤浸出液与氯胺反应生成亚硝胺类DBPs的情况发现,浸出液也会与氯胺反应生成大量亚硝胺类DBPs,且由于浸出液中无无烟煤的吸附作用,从而浸出液与氯胺反应生成的NDMA浓度比无烟煤直接与氯胺反应生成的NDMA浓度更高。针对实际水体背景下氯胺与无烟煤滤料生成DBPs进行研究发现在实际水体背景下DBPs的生成量明显增加,因此在实际水处理过程中无烟煤作为滤料生成消毒副产物的风险比实验研究中更高。最后模拟实际水处理中的动态过滤及反冲洗过程,检测卤代DBPs和亚硝胺类DBPs生成量发现大部分卤代DBPs和亚硝胺类DBPs在动态过滤实验中生成量随过滤时间的增加呈现先降低后上升的趋势,在反应的第7天生成量最小,在反应13天后生成量达到稳定。而反冲洗过后卤代DBPs的生成量没有明显变化,但亚硝胺类DBPs的生成量显着下降,最高降低了59.7%。
黄泽南[9]（2020）在《改性胺化棉材料对饮用水中消毒副产物的吸附性能研究》文中提出为杀灭有害病原体、保护人体健康,饮用水消毒是必不可少的水处理工艺。但消毒剂与原水中有机物反应会产生各种消毒副产物（DBPs）而对人体健康造成潜在威胁。因此,有必要采取有效措施控制饮用水中的DBPs。吸附法被研究人员广泛应用在水体污染物的控制中。本研究第一部分以棉纤维为改性基底材料,通过紫外辐照和氧化还原反应将聚甲基丙烯酸缩水甘油酯（PGMA）聚合物刷接枝到棉材料表面,再通过胺化反应接枝二乙烯三胺（DETA）,制得改性胺化棉（Aminated cotton fiber,ACF）。在最佳实验条件下制得胺化棉平均氮含量达7.2%。利用扫描电子显微镜、傅里叶红外光谱、X射线电子能谱以及元素分析仪对胺化棉材料进行表征。将胺化棉材料用于八种新型极性卤代酚类DBPs的动态吸附研究,并使用Thomas模型对穿透曲线进行拟合。使用氢氧化钠（Na OH）溶液作为脱附剂对吸附DBPs的胺化棉进行脱附再生研究。本研究第二部分将胺化棉用于吸附模拟原水中的天然有机物（NOM）、氯消毒后模拟饮用水中的溴代消毒副产物（Br-DBPs）/氯代消毒副产物（Cl-DBPs）以及氯胺消毒后模拟饮用水中碘代消毒副产物（I-DBPs）,研究胺化棉对模拟饮用水中DBPs及其前驱体NOM的去除效果。所得主要结果如下:（1）在初始浓度为100μg/L,流速40 m L/min条件下,与原始棉和活性炭相比,胺化棉对低浓度的卤代DBPs具有更大的穿透吸附量以及更长的穿透时间。使用Thomas模型对动态吸附数据拟合,八种卤代DBPs:2,4,6-三氯苯酚（TCP）,2,6-二氯-4-溴苯酚（DCBP）,2,4,6-三溴苯酚（TBP）,2,4,6-三碘苯酚（TIP）,2,6-二氯-4-硝基苯酚（DCNP）,2,6-二溴-4-硝基苯酚（DBNP）,3,5-二氯水杨酸（DCSA）和3,5-二溴水杨酸（DBSA）的理论平衡吸附量介于14.76-89.47 mg/g,线性相关系数介于0.915-0.998之间。中性溶液中,胺化棉对酚类DBPs的吸附机理主要为胺基与酚羟基之间形成的分子间氢键作用,部分质子化的胺基也提高了吸附性能。0.1%Na OH溶液可用于吸附DCBP,TCP,TBP,TIP,DCSA和DBSA胺化棉的脱附,0.5%Na OH溶液可用于对吸附DCNP和DBNP胺化棉的脱附。（2）经改性胺化棉吸附处理的消毒后饮用水中的DBPs整体水平显着下降。极性卤代DBPs的总离子强度（TII）和总有机卤素（TOX）两方面均显示I-DBPs和Br-DBPs的去除率可达80%以上;Cl-DBPs去除效果较低,但也可达50%左右。改性胺化棉吸附材料对饮用水中不同类别的单个DBPs具有不同的去除效果,其对三碘苯酚、三溴苯酚和二碘羟基苯甲酸等毒性较强的新兴芳香族类DBPs去除率（>85%）显着高于常见的卤乙酸类DBPs（<40%）;这主要是由于胺化棉对DBPs的吸附主要通过胺基与未电离的酚羟基和羧基等形成的分子间氢键作用,而p Ka较低的卤乙酸类DBPs在饮用水p H中性条件下不易与胺基形成氢键。改性胺化棉不仅对已生成的DBPs具有较好的吸附作用,对于DBPs前驱体天然有机物也有显着的吸附作用。预先吸附去除NOM的模拟饮用水较未去除NOM的水样经消毒后,其极性溴代DBPs整体生成水平下降达94.3%。
李思玉[10]（2020）在《再生水储存过程中补氯方式与消毒副产物研究》文中认为随着污水回用处理技术的提高,再生水已经成为了一种稳定的水源,可有效解决水资源短缺的问题,但目前再生水供水管网配套设施落后,而再生水水资源量大,在供水前往往会对再生水进行不同时长的储存。目前再生水在储存过程中水质变化,以及氯衰尽后的补氯方法的相关研究较少。为了保障再生水储存过程当中的水质及终端用水安全,本文针对再生水储存过程中氯衰尽的问题进行补氯消毒试验研究,以次氯酸钠作为氯消毒剂,分析了补氯后的水质变化,确定了主要耗氯污染物,建立了氯衰减模型与投氯量计算方法,并分析了氯衰减的影响条件,研究了氯消毒过程中产生典型消毒副产物的主要影响因素,并对消毒副产物前体物特性分析,利用强化混凝的措施控制消毒副产物的生成。实验结果表明NH4+-N和腐殖酸是再生水补氯后耗氯最快最多的两个污染物。补氯后pH呈升高趋势,且次氯酸钠投加量越高pH则越高,随着pH的升高,HClO与ClO-的相对比例发生变化,当pH超过7.5后,HClO所占相对比例开始低于ClO-,使得消毒效果大大降低。随着停留时间的增加,浊度呈上升趋势,在秋冬季水温较低时,为了满足浊度限值为5 NTU的用水要求,及停留时间在24h以内,投氯量不宜超过6 mg/L。投氯量越高,水中浊度越高,使得水中及水龙头中产生白色絮凝物,经检测该物质含有大量铝元素,因为次氯酸钠水解使得pH升高,导致混凝剂聚合氯化铝析出。本文建立了一种预测再生水补氯量的模型,通过余氯衰减规律发现改良后的一级动力学模型C=C0+A×exp（-︱k︱×t）为最适合该再生水的衰减模型,该模型能够很好的拟合氯实际衰减变化,拟合度均在0.99以上。为了确定余氯衰减模型中的氯衰减系数k与参与反应的氯浓度A的计算方法,建立了氯衰减系数模型和耗氯物质模型,分别为︱k︱=0.953-0.093×A与A=6.38-6.39（0.18^x1）-0.63（0.98^x2）,其中氯衰减系数k与参与反应的氯浓度A呈负相关,参与反应的氯浓度A的计算主要与氨氮和腐殖酸有关。因此在已知氨氮浓度x1与腐殖酸x2时,则可计算出参与反应的氯浓度A值,再将其代入氯衰减系数k的计算方程中,可得出氯衰减系数k,最后将两者代入到氯衰减模型中。按照该计算方法可计算出不同时刻下的剩余余氯浓度和需要投加的氯量。经过实验发现,投氯量、初始氨氮浓度、腐殖酸浓度对典型消毒副产物的生成量影响较大,在补氯后,三氯甲烷生成量呈先上升再下降的趋势,在48h生成量达到最高,48h后随着余氯衰尽,三氯甲烷生成量开始下降。投氯量越高,三氯甲烷生成量越高,初始氨氮浓度越高,反而三氯甲烷与四氯化碳生成量越低,因此,保留一定的氨氮浓度可使典型消毒副产物生成量大大降低。腐殖酸是三氯甲烷的前体物,在再生水消毒前,应尽可能的降低水中的腐殖酸含量。腐殖酸中主要含有C、H、O、N、S元素,含有大量羟基、羧基、醇基、酚基及苯环等含有大量不饱和键的活性基团,易生成氯化消毒副产物。强化混凝是目前控制消毒副产物前体物的最佳工艺,选取了硫酸亚铁、三氯化铁、聚合硫酸铁、聚合氯化铝、硫酸铝五种混凝剂,分析不同混凝剂处理的水在投氯后消毒副产物生成量情况。经过分析发现,三氯化铁较其他混凝剂具有更好控制氯化消毒中三氯甲烷的效能,其次是硫酸亚铁,聚合氯化铝对四氯化碳的控制效果最好,且混凝剂投加量在10 mg/L时,四氯化碳生成量达到最低,其后即便再增加混凝剂投加量,也不会降低四氯化碳生成量。
二、不同原水用二氧化氯消毒的实验室研究（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、不同原水用二氧化氯消毒的实验室研究（论文提纲范文）
（1）耐氯芽孢菌对供水系统水质安全的影响及工程控制措施（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 课题背景 |
| 1.3 供水系统中耐氯菌的研究现状 |
| 1.3.1 耐氯菌的种类 |
| 1.3.2 耐氯菌的危害 |
| 1.3.3 耐氯菌的耐氯机理 |
| 1.3.4 耐氯菌的控制技术 |
| 1.4 课题研究意义与主要内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂及其配制 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法与步骤 |
| 2.2.1 细菌群落解析与芽孢分布规律研究实验 |
| 2.2.2 典型耐氯菌生物学特性研究实验 |
| 2.2.3 典型耐氯菌的控制研究实验 |
| 2.2.4 耐氯菌控制关键技术的水质适用性实验 |
| 2.3 分析方法 |
| 第3章 供水系统中细菌群落解析与芽孢分布规律 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 水源水中细菌群落解析 |
| 3.2.1 水源水质 |
| 3.2.2 水源水中细菌群落指数 |
| 3.2.3 水源水中细菌群落组成 |
| 3.3 水处理工艺中细菌群落解析 |
| 3.3.1 常规处理工艺过程中细菌群落分析 |
| 3.3.2 O_3-BAC深度处理工艺过程中细菌群落分析 |
| 3.3.3 GAC-UF深度处理工艺过程中细菌群落分析 |
| 3.4 水源水及水处理工艺过程中芽孢分布规律 |
| 3.4.1 水源水中芽孢分布规律 |
| 3.4.2 常规处理工艺过程中芽孢分布规律 |
| 3.4.3 O_3-BAC深度处理工艺过程中芽孢分布规律 |
| 3.4.4 GAC-UF深度处理工艺过程中芽孢分布规律 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 典型耐氯菌的生物学特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 典型耐氯菌的分离、纯化与鉴定 |
| 4.3 典型耐氯菌的形态学观察 |
| 4.3.1 典型耐氯菌的菌落及菌体形态 |
| 4.3.2 典型耐氯菌的革兰氏染色观察 |
| 4.3.3 典型耐氯菌的扫描电镜观察 |
| 4.4 典型耐氯菌的生长及生理生化特性 |
| 4.4.1 典型耐氯菌的生长曲线 |
| 4.4.2 环境因素对典型耐氯菌生长的影响 |
| 4.4.3 典型耐氯菌生理生化特性 |
| 4.5 典型耐氯菌细胞表面疏水性与消毒剂耐受性 |
| 4.5.1 典型耐氯菌细胞表面疏水性 |
| 4.5.2 典型耐氯菌消毒剂耐受性 |
| 4.6 典型耐氯菌的芽孢生成特性 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 典型耐氯菌的控制技术 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 陶瓷超滤膜对典型耐氯菌的去除 |
| 5.3 强化混凝沉淀对芽孢的去除 |
| 5.4 臭氧消毒对梭形芽孢杆菌的灭活 |
| 5.5 紫外及紫外组合工艺对梭形芽孢杆菌的灭活 |
| 5.5.1 紫外及紫外高级氧化技术对梭形芽孢杆菌的灭活 |
| 5.5.2 紫外与氯组合工艺对梭形芽孢杆菌的灭活 |
| 5.6 紫外及紫外组合工艺对梭形芽孢杆菌的灭活机理 |
| 5.6.1 紫外及紫外高级氧化技术对梭形芽孢杆菌的灭活机理 |
| 5.6.2 紫外与氯组合工艺对梭形芽孢杆菌的灭活机理 |
| 5.6.3 灭活机理总结 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 耐氯菌控制技术工程应用 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 工程介绍 |
| 6.2.1 工程概况 |
| 6.2.2 工程背景 |
| 6.2.3 研究成果与水质适用性 |
| 6.3 改造方案 |
| 6.3.1 改造技术内容及启用条件 |
| 6.3.2 改造工程实施 |
| 6.4 工程应用效果 |
| 6.4.1 微生物指标分析 |
| 6.4.2 国标106 项监测 |
| 6.5 经济评价 |
| 6.6 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 |
（2）GAC-UF一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸处理效能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国水资源现状 |
| 1.1.1 水资源量状况 |
| 1.1.2 水资源污染现状 |
| 1.1.3 微污染水源水特点 |
| 1.2 消毒前驱物及其对水体的污染 |
| 1.2.1 消毒前驱物的种类与特征 |
| 1.2.2 消毒前驱物对水体的污染及净化过程 |
| 1.2.3 消毒前驱物的危害 |
| 1.3 活性炭和超滤的特性 |
| 1.3.1 活性炭 |
| 1.3.2 超滤 |
| 1.3.3 超滤-活性炭组合工艺现状 |
| 1.4 论文研究内容与意义 |
| 1.4.1 研究选题和内容 |
| 1.4.2 研究目的和意义 |
| 1.4.3 技术路线图 |
| 1.4.4 研究创新点 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 消毒副产物前驱物质的选择 |
| 2.1.1 消毒方式 |
| 2.1.2 消毒副产物的一般类型 |
| 2.1.3 含氮消毒副产物的分类 |
| 2.1.4 拟实验研究的前驱物选择 |
| 2.2 GAC-UF一体化净水柱构造与设计参数 |
| 2.2.1 GAC-UF一体化净水柱概述 |
| 2.2.2 一体化净水柱的工艺原理 |
| 2.2.3 一体化净水柱参数与构造 |
| 2.3 实验方案与原水配制 |
| 2.3.1 实验方案 |
| 2.3.2 实验原水配制 |
| 2.4 实验主要试剂 |
| 2.5 实验主要仪器 |
| 2.6 分析测定方法 |
| 2.7 小结 |
| 第3章 颗粒活性炭对色氨酸与腐殖酸的静态吸附 |
| 3.1 实验目的与原理 |
| 3.2 实验过程 |
| 3.2.1 原水水质 |
| 3.2.2 实验步骤 |
| 3.3 进水pH对去除效果的影响 |
| 3.4 活性炭投加量对去除效果的影响 |
| 3.5 吸附时间对去除效果的影响 |
| 3.6 原水浓度对去除效果的影响 |
| 3.7 反应温度对去除效果的影响 |
| 3.8 小结 |
| 第4章 超滤对腐殖酸和色氨酸的去除 |
| 4.1 实验目的与原理 |
| 4.2 实验过程 |
| 4.2.1 实验水质 |
| 4.2.2 实验步骤 |
| 4.3 进水流量对去除效果的影响 |
| 4.4 进水pH对去除效果的影响 |
| 4.5 原水浓度对去除效果的影响 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 GAC-UF一体化净水柱对色氨酸和腐殖酸的去除 |
| 5.1 实验目的与原理 |
| 5.2 实验过程 |
| 5.2.1 实验水质 |
| 5.2.2 实验步骤 |
| 5.3 进水流量对去除效果的影响 |
| 5.4 进水pH对去除效果的影响 |
| 5.5 原水浓度对去除效果的影响 |
| 5.6 一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸去除效果的机理分析 |
| 5.6.1 活性炭净水机理分析 |
| 5.6.2 超滤膜净水机理分析 |
| 5.6.3 颗粒活性炭-超滤一体化净水柱净水机理分析 |
| 5.7 小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（3）预氧化/预加压协同混凝沉淀去除水中有机物及藻类研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 低温低浊水问题概述 |
| 1.1.2 引汉济渭工程对水质的影响 |
| 1.1.3 藻类爆发问题概述 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 气浮技术的应用与发展 |
| 1.2.2 化学预氧化技术的应用与发展 |
| 1.2.3 预加压技术的应用与发展 |
| 1.3 课题研究意义与内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 低温低浊水中有机物的高效去除工艺研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 原水水质 |
| 2.2.2 实验装置 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 分析项目及方法 |
| 2.3 网格絮凝-斜管沉淀工艺参数优化 |
| 2.3.1 PAC投加量优选及去除有机物特性分析 |
| 2.3.2 PAM投加量优选及去除有机物特性分析 |
| 2.4 机械絮凝-气浮工艺参数优化 |
| 2.4.1 PAC投加量优选 |
| 2.4.2 PAM投加量优选 |
| 2.4.3 不同G值对气浮出水效果的影响 |
| 2.4.4 不同回流比对气浮出水效果的影响 |
| 2.4.5 不同排渣周期对气浮出水效果的影响 |
| 2.5 网格絮凝-斜管沉淀与机械絮凝-气浮工艺的对比分析 |
| 2.5.1 两条工艺系统的去除效果对比分析 |
| 2.5.2 经济分析 |
| 2.6 预氧化强化网格絮凝-斜管沉淀工艺 |
| 2.6.1 预氧化对浊度去除的影响 |
| 2.6.2 预氧化对有机物去除的影响 |
| 2.6.3 预氧化对水中铁、锰含量和色度的影响 |
| 2.6.4 预氧化对低温低浊水紫外特性的影响 |
| 2.6.5 EEMs平行因子分析 |
| 2.7 本章小结 |
| 3 黑河水与汉江水不同掺混比下对加药量的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验用水与方法 |
| 3.2.1 实验用水基本情况 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 分析项目及方法 |
| 3.3 黑河水与汉江水不同掺混比条件下的水质差异 |
| 3.4 不同掺混比条件下混凝剂与助凝剂投加量优选 |
| 3.4.1 PAC投加量优选 |
| 3.4.2 PAM投加量优选 |
| 3.5 预氧化去除有机物效果研究及预氧化药剂优选 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 高藻水中藻类及有机物的高效去除工艺研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 原水水质 |
| 4.2.2 实验装置 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.4 分析项目及方法 |
| 4.3 预加压对天然水体中藻类及有机物的去除效果 |
| 4.3.1 预加压对高藻水的影响 |
| 4.3.2 预加压对不同藻种的去除效果研究 |
| 4.3.3 预加压对有机物的去除效果研究 |
| 4.4 不同预处理方式对藻类及有机物的去除效果对比分析 |
| 4.4.1 螺旋藻 |
| 4.4.2 小球藻 |
| 4.4.3 铜绿微囊藻 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间主要成果 |
（4）二氧化氯对蒙山水厂中藻类及生成物控制效果的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 藻类及其在饮用水中的控制 |
| 1.1.1 藻类的一般特征 |
| 1.1.2 我国藻类的现状 |
| 1.1.3 藻类污染对饮用水的危害 |
| 1.1.4 藻毒素的危害 |
| 1.1.5 常用的除藻方法 |
| 1.2 二氧化氯除藻技术的研究进展 |
| 1.2.1 二氧化氯的基本特性 |
| 1.2.2 二氧化氯的作用机理 |
| 1.2.3 二氧化氯的制备技术 |
| 1.2.4 二氧化氯除藻的优势 |
| 1.2.5 二氧化氯除藻在国内外的应用实例 |
| 1.3 研究目的及内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线图 |
| 第2章 实验材料、设备及分析方法 |
| 2.1 实验水质 |
| 2.1.1 蒙山水厂概况 |
| 2.1.2 藻类爆发原因 |
| 2.1.3 实验水质检测 |
| 2.1.4 藻种类及数量分布 |
| 2.2 实验材料与设备 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 二氧化氯的制备 |
| 2.2.3 实验设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 分析检测方法 |
| 第3章 二氧化氯除藻效果的研究 |
| 3.1 接触时间对除藻效果的影响 |
| 3.2 二氧化氯浓度对除藻效果的影响 |
| 3.3 pH对除藻效果的影响 |
| 3.4 温度对除藻效果的影响 |
| 3.5 氨氮含量对除藻效果的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 二氧化氯对藻细胞及胞外有机物的控制效果 |
| 4.1 二氧化氯预氧化对藻类的灭活效果 |
| 4.2 二氧化氯预氧化对藻类的生长抑制效果 |
| 4.3 二氧化氯预氧化对胞外2-MIB和 GSM影响 |
| 4.4 二氧化氯预氧化对胞外有机物DOC的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 二氧化氯除藻无机副产物ClO_2~-的生成规律研究 |
| 5.1 不同的ClO_2 投加浓度在不同的反应时间ClO_2-的生成情况 |
| 5.2 在不同pH下ClO_2~-的生成情况 |
| 5.3 初始藻浓度对ClO_2~-生成的影响 |
| 5.4 有机物含量对ClO_2~-生成的影响 |
| 5.5 氨氮含量对ClO_2~-生成的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
（5）长江流域部分地区饮用水中二甲基亚硝胺现状及其健康风险评估（论文提纲范文）
| 英文缩略词对照表 中文摘要 ABSTRACT 1. 研究背景 |
| 1.1 二甲基亚硝胺及其健康影响 |
| 1.1.1 NDMA的理化性质 |
| 1.1.2 NDMA的来源 |
| 1.1.3 NDMA的污染现状 |
| 1.1.4 NDMA的生物学效应 |
| 1.2 长江流域水环境特征 |
| 1.3 研究意义 2. 研究目的 3. 研究内容与方法 |
| 3.1 研究对象 |
| 3.2 研究内容 |
| 3.3 研究方法 |
| 3.3.1 研究区域内集中式供水单位的现场调查 |
| 3.3.2 NDMA及其他水质指标实验室检测 |
| 3.4 资料录入、整理和统计分析 |
| 3.5 健康风险评估 |
| 3.5.1 暴露评估 |
| 3.5.2 风险表征 |
| 3.5.3 敏感度和不确定性分析 |
| 3.6 质量控制 |
| 3.7 技术路线图 4. 结果 |
| 4.1 集中式供水单位的基本情况 |
| 4.1.1 水厂基本情况 |
| 4.1.2 水厂消毒处理工艺情况 |
| 4.2 长江流域部分地区水样中NDMA的检出及分布 |
| 4.2.1 长江流域NDMA总体检出情况 |
| 4.2.2 水源水中NDMA的检出及分布 |
| 4.2.3 出厂水中NDMA的检出及分布 |
| 4.2.4 水处理单元中NDMA的检出 |
| 4.3 长江流域部分地区水样中其他水质指标的检测 |
| 4.3.1 水源水特性概述 |
| 4.3.2 出厂水 |
| 4.4 饮用水中NDMA的产生及来源分析 |
| 4.4.1 水源水中NDMA和基本水质参数的相关性分析 |
| 4.4.2 出厂水中NDMA和其他消毒副产物的相关性分析 |
| 4.4.3 饮用水中NDMA成因及影响因素分析 |
| 4.5 NDMA的健康风险评估 5. 讨论 |
| 5.1 饮用水中NDMA的污染特征 |
| 5.1.1 水源水中NDMA的污染现状和特征 |
| 5.1.2 出厂水中NDMA的污染现状和特征 |
| 5.1.3 水处理单元中NDMA的污染现状和特征 |
| 5.2 出厂水中其他消毒副产物指标的污染特征 |
| 5.3 饮用水中NDMA的产生及来源分析 |
| 5.3.1 水源水中NDMA和基本水质参数的相关性分析 |
| 5.3.2 出厂水中NDMA和其他消毒副产物的相关性分析 |
| 5.3.3 饮用水中NDMA成因及影响因素分析 |
| 5.4 NDMA的健康风险评估 6. 结论 7. 创新点 8. 局限性 参考文献 综述 饮用水中二甲基亚硝胺的污染状况及其健康危害研究进展 |
| 参考文献 致谢 个人简介 附录1 集中式供水单位基本情况调查表 附录2 项目省(市)集中式供水单位总体情况调查表 附录3 水质分析项目及结果报告表 |
（6）不同氧化工艺去除亚硝酸盐效能对比研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水资源概述 |
| 1.1.2 自来水厂亚硝酸盐污染现状 |
| 1.1.3 自来水厂亚硝酸盐污染危害 |
| 1.2 国内外处理水中亚硝酸盐方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 生化法 |
| 1.2.3 化学法 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 1.6 创新点 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验药品与设计 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 亚硝酸盐浓度测定 |
| 2.3.2 硝酸盐浓度测定 |
| 2.3.3 氨氮浓度测定 |
| 2.3.4 余氯浓度测定 |
| 第3章 水厂亚硝酸盐污染来源与现状 |
| 3.1 水厂运行现状 |
| 3.2 工艺各阶段亚硝酸盐的产生与转化分析 |
| 3.3 水厂亚硝酸盐浓度 |
| 3.4 水厂亚硝酸盐来源分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 不同氧化工艺去除水中亚硝酸盐效能对比研究 |
| 4.1 氧化剂投加量对亚硝酸盐去除影响 |
| 4.2 其他氧化剂对亚硝酸盐的去除 |
| 4.3 氧化时间对亚硝酸盐去除影响 |
| 4.4 温度对亚硝酸盐去除影响 |
| 4.5 pH对亚硝酸盐去除影响 |
| 4.6 氨氮对亚硝酸盐去除影响 |
| 4.7 COD对亚硝酸盐去除影响 |
| 4.8 余氯对亚硝酸盐去除影响 |
| 4.9 DO对亚硝酸盐去除影响 |
| 4.10 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 后记 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
（7）预氧化强化低温低浊水混凝工艺效能及对三氯乙醛控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 低温低浊水概述 |
| 1.2.1 低温低浊水特点与问题 |
| 1.2.2 低温低浊水处理方法 |
| 1.3 饮用水处理中预氧化工艺的研究现状 |
| 1.3.1 预氧化的反应机制 |
| 1.3.2 常用预氧化剂 |
| 1.3.3 预氧化工艺研究进展 |
| 1.4 饮用水处理中三氯乙醛的研究现状 |
| 1.4.1 三氯乙醛的生物毒性 |
| 1.4.2 饮用水处理中三氯乙醛的生成机理与影响因素 |
| 1.4.3 饮用水处理中三氯乙醛的存在情况 |
| 1.5 课题的研究目的及内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 主要仪器与试剂 |
| 2.2 实验模拟常规净水工艺的方法 |
| 2.2.1 预氧化工艺模拟 |
| 2.2.2 混凝沉淀工艺模拟 |
| 2.2.3 过滤工艺模拟 |
| 2.2.4 消毒工艺模拟 |
| 2.3 实验设计与分析 |
| 2.3.1 实验设计 |
| 2.3.2 响应优化 |
| 2.4 实验的表征与检测方法 |
| 2.4.1 水质常规指标的表征分析 |
| 2.4.2 消毒副产物分析检测方法 |
| 第3章 预氧化强化混凝的效能及其对CH控制研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 现状分析及实验用水水质分析 |
| 3.2.1 甲水库现状分析 |
| 3.2.2 甲净水厂现状分析 |
| 3.2.3 实验用水水质分析 |
| 3.3 常规净水工艺的研究 |
| 3.3.1 常规净水工艺的投氯量研究 |
| 3.3.2 常规净水工艺的混凝剂投量研究 |
| 3.4 预氧化工艺强化混凝的效能研究 |
| 3.4.1 高锰酸钾预氧化工艺的效能研究 |
| 3.4.2 高铁酸钾预氧化工艺的效能研究 |
| 3.4.3 次氯酸钠预氧化工艺的效能研究 |
| 3.4.4 二氧化氯预氧化工艺的效能研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 复合预氧化强化混凝效能及其对CH控制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 DOE设计分析 |
| 4.2.1 方案拟定 |
| 4.2.2 复合预氧化工艺的响应指标的简化 |
| 4.3 复合预氧化工艺的效能研究 |
| 4.3.1 高锰酸钾联合次氯酸钠预氧化工艺 |
| 4.3.2 高锰酸钾联合二氧化氯预氧化工艺 |
| 4.3.3 高铁酸钾联合次氯酸钠预氧化工艺 |
| 4.3.4 高铁酸钾联合二氧化氯预氧化工艺 |
| 4.3.5 次氯酸钠联合二氧化氯预氧化工艺 |
| 4.3.6 复合预氧化工艺比对分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 基于响应曲面法的复合预氧化工艺研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 全析因实验设计与分析 |
| 5.3 基于响应曲面设计的模型构建 |
| 5.4 响应优化与验证 |
| 5.4.1 基于熵权法和满意度函数优化响应 |
| 5.4.2 模型验证 |
| 5.5 复合预氧化工艺的混凝剂投量研究 |
| 5.6 技术经济分析 |
| 5.6.1 针对不同时期水质的技术分析 |
| 5.6.2 经济效益分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（8）氯胺与无烟煤反应生成消毒副产物的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 研究背景 |
| 1.2.1 无烟煤滤料 |
| 1.2.2 常见消毒工艺 |
| 1.3 研究现状 |
| 1.3.1 卤代消毒副产物的研究现状 |
| 1.3.2 亚硝胺类消毒副产物的研究现状 |
| 1.3.3 课题研究目的 |
| 1.4 本文主要研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验药品及溶液配制 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 不同pH条件下氯胺与无烟煤反应 |
| 2.3.2 不同浓度氯胺直接氧化无烟煤 |
| 2.3.3 氯胺直接氧化不同质量无烟煤 |
| 2.3.4 原水条件下氯胺与无烟煤反应 |
| 2.3.5 氯化时间对氯胺氧化无烟煤的影响 |
| 2.3.6 无烟煤浸出液与氯胺反应实验 |
| 2.3.7 动态实验 |
| 2.4 检测方法 |
| 2.4.1 卤仿等挥发性消毒副产物的检测 |
| 2.4.2 卤乙酸类挥发性消毒副产物的检测 |
| 2.4.3 含氮消毒副产物的测定 |
| 第3章 氯胺与无烟煤生成卤代消毒副产物 |
| 3.1 不同pH下氯胺与无烟煤反应 |
| 3.2 不同浓度氯胺与无烟煤反应 |
| 3.3 氯胺与不同质量无烟煤反应 |
| 3.4 原水条件下氯胺与无烟煤反应 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 氯胺与无烟煤生成含氮消毒副产物 |
| 4.1 不同pH下氯胺与无烟煤反应 |
| 4.2 无烟煤与不同浓度氯胺反应 |
| 4.3 不同质量无烟煤与氯胺反应 |
| 4.4 不同反应时间下氯胺与无烟煤反应 |
| 4.5 氯胺与无烟煤浸出液反应 |
| 4.6 松花江水中氯胺与无烟煤反应 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 动态过滤及反冲洗实验 |
| 5.1 氯胺与无烟煤反应生成卤代DBPs |
| 5.1.1 动态过滤实验 |
| 5.1.2 反冲洗实验 |
| 5.2 氯胺与无烟煤反应生成亚硝胺类DBPs |
| 5.2.1 动态过滤实验 |
| 5.2.2 反冲洗实验 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）改性胺化棉材料对饮用水中消毒副产物的吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 消毒副产物的形成及危害 |
| 1.1.2 消毒副产物的控制研究 |
| 1.1.2.1 去除消毒副产物前驱体 |
| 1.1.2.2 改变消毒方法和优化反应条件 |
| 1.1.2.3 去除已形成的消毒副产物 |
| 1.1.3 消毒副产物的预处理和分析方法 |
| 1.1.4 改性棉材料吸附剂的应用 |
| 1.1.5 胺基改性材料吸附剂的应用 |
| 1.2 本文的研究目的和内容 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究内容 |
| 第2章 胺化棉对卤代酚类消毒副产物的吸附研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.2.2 胺化棉材料制备 |
| 2.2.3 胺化棉的表征 |
| 2.2.3.1 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.2.3.2 元素分析仪 |
| 2.2.3.3 傅立叶变换红外光谱仪(FTIR) |
| 2.2.3.4 X射线光电子能谱仪(XPS) |
| 2.2.4 胺化棉对消毒副产物吸附性能研究 |
| 2.2.4.1 八种卤代消毒副产物的标准曲线绘制 |
| 2.2.4.2 胺化棉动态吸附实验 |
| 2.2.4.3 胺化棉脱附-再吸附研究 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 胺化棉的制备方案优化 |
| 2.3.2 材料表征分析 |
| 2.3.2.1 SEM |
| 2.3.2.2 元素分析 |
| 2.3.2.3 FTIR |
| 2.3.2.4 XPS分析 |
| 2.3.3 胺化棉动态吸附性能 |
| 2.3.3.1 动态吸附 |
| 2.3.3.2 胺化棉吸附机理 |
| 2.3.3.3 吸附-脱附循环实验 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 胺化棉固定床吸附柱对饮用水中DBPs的综合去除效果 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验仪器及试剂 |
| 3.2.2 模拟饮用水的制备 |
| 3.2.3 胺化棉固定床吸附实验 |
| 3.2.4 腐殖酸浓度测定 |
| 3.2.5 总有机卤测定 |
| 3.2.6 样品预处理和质谱分析 |
| 3.2.7 超高效液相色谱/电喷雾电离-三重四极杆串联质谱(UPLC/ESI-tqMS)仪器检测条件 |
| 3.3 结果分析与讨论 |
| 3.3.1 经氯胺消毒后模拟饮用水中I-DBPs的去除 |
| 3.3.2 经氯消毒后模拟饮用水中Br-DBPs的去除 |
| 3.3.3 经氯/氯胺消毒后模拟饮用水中Cl-DBPs的去除 |
| 3.3.4 胺化棉材料对腐殖酸的去除 |
| 3.3.5 模拟饮用水总有机卤素分析 |
| 3.3.6 胺化棉对模拟饮用水DBPs整体去除效果分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 学位论文的学术评语 |
| 答辩委员会决议书 |
| 致谢 |
（10）再生水储存过程中补氯方式与消毒副产物研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 城市污水再生利用概述 |
| 1.1.1 水资源概况及污水回用的必要性 |
| 1.1.2 国内外再生水利用现状 |
| 1.2 再生水常用消毒技术及发展方向 |
| 1.2.1 再生水常用消毒技术 |
| 1.2.2 再生水消毒发展方向 |
| 1.3 污水再生利用中消毒副产物研究现状 |
| 1.4 再生水补氯消毒的必要性 |
| 1.5 课题研究背景、目的及技术路线 |
| 1.5.1 研究背景 |
| 1.5.2 研究目的 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验装置和方案 |
| 2.1.1 储存过程中余氯衰减实验 |
| 2.1.2 强化混凝实验 |
| 2.2 实验分析方法 |
| 2.2.1 实验用水 |
| 2.2.2 氯的测定方法 |
| 2.2.3 常规消毒副产物的测定方法 |
| 2.2.4 三维荧光光谱及红外光谱检测方法 |
| 2.2.5 其它常规水质指标项目与方法 |
| 2.3 再生水厂运行概况 |
| 2.3.1 处理工艺 |
| 2.3.2 用水量及用户分析 |
| 2.3.3 运行存在的问题 |
| 第三章 再生水储存过程中水质变化 |
| 3.1 再生水补氯后水质变化趋势 |
| 3.1.1 污染物指标变化趋势 |
| 3.1.2 常规指标变化趋势 |
| 3.1.3 储存过程中对用水器具的影响 |
| 3.2 本章小结 |
| 第四章 再生水补氯消毒氯衰减规律研究 |
| 4.1 氯衰减模型概述 |
| 4.1.1 常见的氯衰减模型介绍 |
| 4.1.2 氯衰减模型的选择 |
| 4.2 再生水补氯消毒投氯方法的建立 |
| 4.2.1 氯衰减模型的建立 |
| 4.2.2 氯衰减系数计算方程的建立 |
| 4.2.3 污染物耗氯量计算方程的建立 |
| 4.2.4 投氯量计算流程 |
| 4.2.5 投氯方法的验证 |
| 4.3 氯衰减影响因素分析 |
| 4.3.1 加氯量对再生水氯衰减的影响 |
| 4.3.2 氨氮对再生水氯衰减的影响 |
| 4.3.3 pH对再生水氯衰减的影响 |
| 4.3.4 TOC对再生水氯衰减的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 再生水氯消毒中消毒副产物及前体物的变化 |
| 5.1 消毒副产物的生成规律 |
| 5.1.1 不同投氯量条件下消毒副产物生成趋势 |
| 5.1.2 不同氨氮浓度条件下消毒副产物生成趋势 |
| 5.1.3 不同总有机碳浓度条件下消毒副产物生成趋势 |
| 5.1.4 不同pH条件下消毒副产物生成趋势 |
| 5.1.5 不同腐殖酸浓度条件下消毒副产物生成趋势 |
| 5.2 消毒副产物前体物的特性分析表征 |
| 5.2.1 腐殖酸傅里叶红外光谱分析 |
| 5.2.2 腐殖酸的紫外-可见光谱分析 |
| 5.2.3 腐殖酸的zeta电位分析 |
| 5.2.4 污水各阶段出水中三维荧光光谱分析 |
| 5.3 消毒副产物控制方法 |
| 5.3.1 强化消毒副产物前体物去除 |
| 5.3.2 不同混凝剂对消毒副产物的控制分析 |
| 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 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
| 致谢 |
四、不同原水用二氧化氯消毒的实验室研究（论文参考文献）
- [1]耐氯芽孢菌对供水系统水质安全的影响及工程控制措施[D]. 蔡广强. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [2]GAC-UF一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸处理效能的研究[D]. 曹培玲. 太原理工大学, 2021(01)
- [3]预氧化/预加压协同混凝沉淀去除水中有机物及藻类研究[D]. 李佩琪. 西安建筑科技大学, 2021
- [4]二氧化氯对蒙山水厂中藻类及生成物控制效果的研究[D]. 曲科宇. 山东建筑大学, 2020(05)
- [5]长江流域部分地区饮用水中二甲基亚硝胺现状及其健康风险评估[D]. 罗曼. 中国疾病预防控制中心, 2020(03)
- [6]不同氧化工艺去除亚硝酸盐效能对比研究[D]. 陈圣哲. 山东建筑大学, 2020(02)
- [7]预氧化强化低温低浊水混凝工艺效能及对三氯乙醛控制研究[D]. 黄翥. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [8]氯胺与无烟煤反应生成消毒副产物的研究[D]. 徐舒悦. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [9]改性胺化棉材料对饮用水中消毒副产物的吸附性能研究[D]. 黄泽南. 深圳大学, 2020(10)
- [10]再生水储存过程中补氯方式与消毒副产物研究[D]. 李思玉. 青岛理工大学, 2020(02)