一、微生物絮凝剂的研究现状与发展趋势（论文文献综述）
韩明眸,郭娜,董耀华,董丽华,周游麒,严竹菁[1]（2021）在《微生物絮凝剂的研究现状与发展趋势》文中研究说明该文介绍了微生物絮凝剂已有种类及筛选来源,分析了吸附架桥、电荷中和、化学反应和卷扫作用四种絮凝机理及其影响因素,探究了微生物絮凝剂在印染废水、含油废水、污泥脱水、重金属废水等领域的应用实例。着重阐明微生物絮凝剂的作用机制,讨论胶体颗粒的组成成分、结构性质、表面电荷以及反应体系的温度、p H、金属离子等对絮凝效果的影响。从微生物絮凝菌的筛选技术和应用工艺分析研究现状与发展趋势,为今后微生物絮凝剂的规模化生产和产业化应用提供理论支持和参考。
王韬[2]（2021）在《多活性基团絮凝剂的合成及其对染料废水的处理研究》文中指出混凝法在工业废水预处理中得到广泛应用。混凝效果直接影响后续生物处理或高级氧化处理效率。提升混凝对工业废水中难生物降解有机物的去除效果,可降低后续处理工艺的负荷,提高水处理效率。论文首先利用微生物絮凝剂（MBF）阴离子活性基团丰富的特点,对其进行阳离子改性,合成了脱色性能良好的两性微生物絮凝剂（MBF-g-P（AM-DAC））。研究了MBF-g-P（AM-DAC）的最优合成条件和合成机理。将MBF-g-P（AM-DAC）与聚硅酸铝（PSA）复配,用来处理刚果红（CR）染料废水,研究不同影响因素对CR去除率的影响,并分析其混凝机理。此外,论文以甲基丙烯酸六氟丁酯（HFBMA）和丙烯酰胺（AM）为单体,通过胶束聚合合成了富含氟碳基团的疏水改性高分子絮凝剂（P（AM-HFBMA））,其对模拟废水中四种溶解性染料均有较好的去除效果。研究P（AM-HFBMA）的合成机理,分析P（AM-HFBMA）与聚合氯化铁铝（PAFC）复配使用时,二者发挥的不同作用。论文的主要研究内容和结论如下:（1）在热引发条件下,MBF与AM、丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DAC）发生接枝共聚反应,得到两性高分子微生物絮凝剂MBF-g-P（AM-DAC）。通过傅里叶变换红外光谱分析（FTIR）、热重-差热分析（TG/DSC）、X射线光电子能谱分析（XPS）和X射线衍射分析（XRD）研究MBF-g-P（AM-DAC）组成、结构和特性,发现其具有丰富的氨基、羟基、羧基、铵基和酰氧基等活性基团。在MBF-g-P（AM-DAC）合成机理研究中发现,接枝共聚发生在MBF的氨基上。AM作为高活性单体促进了阳离子单体DAC与MBF的接枝共聚。对MBF-g-P（AM-DAC）在蒸馏水中所产生絮体进行比表面积分析,发现其絮体比表面积较大且具有大量的多孔结构,这有利于增强其吸附和网捕卷扫的混凝性能。（2）将自制MBF-g-P（AM-DAC）与聚硅酸铝（PSA）复配应用于模拟刚果红（CR）染料废水处理。混凝后CR染料的去除率较高、形成的絮体密实且体积大、沉降速率快、沉降时间短;而单加PSA处理时,形成的絮体小且松散,沉降速度慢,CR去除率较低。PSA和自制MBF-g-P（AM-DAC）在CR废水处理中起着不同的作用。PSA电中和作用强,但形成的絮体小;MBF-g-P（AM-DAC）的电中和作用较弱,但对絮体粒径增大有较大帮助。MBF-g-P（AM-DAC）及其絮体上的不饱和活性位点和较高的比表面积有助于CR的吸附,且存在物理吸附和化学吸附。（3）在紫外引发条件下,HFBMA与AM发生接枝共聚反应,得到含氟碳的疏水改性高分子絮凝剂P（AM-HFBMA）。通过表征分析发现,P（AM-HFBMA）具有丰富的氟基、酰胺基和酯基等多种活性基团。胶束聚合有助于合成具有微嵌段结构的高分子聚合物P（AM-HFBMA）。少量粘附在其表面的SDS提升了P（AM-HFBMA）的亲水性。P（AM-HFBMA）具有较多的活性位点,能增强与SDS和染料的相互作用。（4）将含氟碳的疏水改性高分子絮凝剂P（AM-HFBMA）应用于多种模拟染料废水的处理。P（AM-HFBMA）对浓度为250 mg/L的刚果红（CR）、亚甲基蓝（MB）、罗丹明B（Rh B）和甲基蓝（Ml B）模拟废水最佳去除率达到90%以上。P（AM-HFBMA）混凝性能优于三种市售PAM。PAFC和P（AM-HFBMA）复配使用时,PAFC主要起电中和作用,P（AM-HFBMA）主要起架桥作用,且有助于产生絮体。粘附在P（AM-HFBMA）表面的少量SDS能通过电荷吸引和疏水缔合作用增强P（AM-HFBMA）与染料相互作用。P（AM-HFBMA）上丰富的氟基与染料和SDS产生的氢键也增强了它们的相互作用,而其疏水缔合作用使絮体容易与水分离。该混凝过程存在吸附作用。
曾繁城[3]（2021）在《一种微生物絮凝剂的研制及其对水中铜离子的絮凝研究》文中指出水污染是一个日益棘手的问题,水是一种宝贵的、可再生的但有限的资源,也是维持地球生命的一个重要因素。随着人口数量的增加、工业的发展和环境的破坏,越来越多的有毒残留物和物质被释放到环境中,破坏了生态平衡。对于解决河流湖泊中重金属污染,这是一个尤为重要的环境问题,常规的解决方法效率低且对水体存在二次污染等问题。由于重金属的高毒性,它们对非生物因素的严重影响,以及它们对活生物体造成的毒性影响和疾病。本文旨在强调一种用于絮凝处理被重金属铜离子污染水的生物絮凝方法。本研究建立一种有效的方法,该方法不产生二次污染、成本低廉、具备进一步开发应用潜力。研究发现,一种新型絮凝剂产生菌的植生乌拉尔菌（Raoultella planticola）能产生絮凝剂。该菌株在产絮培养基中的絮凝剂产率为12.5±0.5 g/L培养基,是克雷伯氏菌等菌株的2-3倍。该生物絮凝剂利用负载氧化石墨（graphene oxide）（GO）作为生物絮凝的助凝剂可以絮凝吸附铜离子。以松花江地表水为例,吉林市化工区和工业区排污口附近的铜离子检测显示,该区域的浓度介于0.066μg/L和0.159μg/L之间。我们的采样时间是在枯水期,铜含量指数三个水样均未超过三级地表水水质标准。该生物絮凝剂的红外傅里叶光谱分析结果显示:助凝剂氧化石墨烯（GO）和生物絮凝剂的吸收峰位在2920 cm-1和2850 cm-1对应分别为-OH和-C-H的峰。另外存在吸收峰位于3420 cm-1和1620 cm-1是C-OH和N-OH基团的O-H和N-H振动形成的氢键。含氧基团尤其是强极性基团,如-OH,在絮凝剂表明广泛存在。生物絮凝剂的Zeta电位的测定也显示絮凝剂在水中以负电荷形式存在。这一特性促进了铜的离子吸附。基于上述检测结果,选择针对铜离子浓度（0.2 mg/L）的絮凝条件进行絮凝条件的响应面优化研究。结果表明,最佳条件下铜离子絮凝效率达80%以上。研究发现,铜离子吸附过程受到环境pH、絮凝时间、生物絮凝剂投加量和助凝剂投加量的显着影响。而温度对絮凝过程影响不显着。但二次方程拟合显示,温度和助凝剂双因素共同对絮凝过程产生显着影响。絮凝去除效率最高可达86.01%,最适条件为pH=5、絮凝沉降时间1.62 h和生物絮凝剂投加量13.11 mg/L,且助凝剂氧化石墨烯投加量为9.0 mg/L。通过扫描电镜、傅里叶红外光谱分析和zeta电位实验,表征显示,铜离子絮凝机理主要是离子吸附和压缩双电层导致的胶体絮凝作用,且在絮凝吸附沉降过程中存在网布和架桥作用。本研究对于生物絮凝剂的开发和应用,以及氧化石墨烯废弃材料的二次资源化应用提供的新的方向,对含铜废水的处理提出了新思路,具有一定理论意义和应用价值。
刘彩玉[4]（2021）在《海藻酸钠基有机絮凝剂的合成及应用性能研究》文中研究指明絮凝工艺因为具备成本低、效率高、操作简单等众多优点,在水、废水处理及污泥脱水处理中得到了广泛应用。絮凝剂的效率决定了最终的处理效果。已有研究表明目前常用的絮凝剂存在一些问题,无机絮凝剂残留的金属离子会造成二次染,对人体健康有害;人工合成高分子有机絮凝剂则存在残留单体有毒性、难以生物降解和降解产物有致癌性的缺点。因此,具有可生物降解、环境友好等优点的天然高分子絮凝剂受到研究者的广泛关注。但是,天然高分子有机物质存在絮凝效率低、稳定性差和投加量大等缺点。因此,本文中以海藻酸钠（SA）为骨架,将甲基丙烯酰氧乙基三甲基氯化铵（DMC）接枝到SA分子上,得到海藻酸钠基有机絮凝剂（SA-PDMC）,并研究了其在地表水处理中单独使用和与聚合氯化铝（PAC）复配使用的作用效果与机制以及在污泥脱水处理中的作用效果与机制。本文的主要研究内容及研究结论如下:通过单因素的方法,优化了 SA-PDMC的制备条件。研究发现:当SA-PDMC用于水处理时,最佳反应条件为1.0 g SA与15mLDMC和0.5g的KPS在70℃条件下反应4h（SA-PDMC1）;当SA-PDMC用于污泥脱水时则需要在相对更低的温度（60℃）,以更少的引发剂（0.25 g）,引发更多的单体（20 mL）参与反应（SA-PDMC2）。这是因为相比水处理,污泥脱水中的吸附架桥作用更强,需要更高的分子量。SA-PDMC1单独处理地表水时,絮凝效果随投加量的增大而先变好后变差,并且对于模拟地表水,最佳投加量下能使UV254与DOC浓度分别下降72.47%和23.55%;对实际湖水则能使UV254与DOC浓度分别下降21.76%和23.96%。同时,随投加量的增大,絮体的抗破碎的能力增强,恢复能力下降。这是因为,吸附电中和与吸附架桥的作用占比随投加量的变化而改变。低投加量时,吸附电中和发挥主导作用;投加量增大时,吸附桥接的作用占比变大。另外,通过研究pH对SA-PDMC1处理模拟水效果的影响,发现由于HA的质子化和脱质子化作用及SA构象对pH的响应,絮凝效果随pH值的增加而增加,在pH值为6.0-10.0时趋于稳定,SA-PDMC1的pH适用范围比较广泛。运用响应面法将PAC与SA-PDMC1复配使用处理实际湖水,研究表明,在投加量较小时SA-PDMC1与PAC的协同作用比较明显,表现出1+1>2的效果。其原因是SA-PDMC1的吸附架桥作用对PAC吸附电中和作用做了有益补充。经过优化,最佳投加配比为11.9 mg/L的PAC与1.2 mg/L的SA-PDMC1。此时,浊度、UV254和DOC的去除率分别为95.96%、32.42%和35.42%,与PAC单独作用相比,其投加量减少了 40%。将SA-PDMC2用于污泥脱水,能通过吸附架桥和吸附电中和作用去除胞外聚合物（EPS）中的蛋白质类物质,并且随投加量增加,污泥脱水性能变好。在投加量为5‰时,污泥比阻和泥饼含水率达到最小值,分别为2.87×1012m/Kg和82.85%,与原污泥相比分别减小了 79.8%与5.48%。同时,SA-PDMC2为阳离子型絮凝剂,能与污泥颗粒表面的负电荷基团发生吸附电中和作用,使表面负电荷减少,导致污泥颗粒间的排斥力减小,从而实现污泥团聚,絮体粒径变大与表观粘度下降。通过研究污泥初始pH对脱水效果的影响,发现在不调节pH时效果最好。这是因为:一方面,污泥的初始pH影响污泥本身的性质,污泥中的EPS有大量的氨基和羧基,这两种基团会在不同的pH条件下表现出不同的性质和发生电离作用,即随pH的增加,由氨基吸附质子逐渐变成羧基电离释放质子,导致污泥颗粒表面负电荷增加,污泥颗粒之间的排斥作用增强,污泥脱水性能下降;另一方面,污泥的初始pH影响SA-PDMC2的构象,即随pH的增加,SA-PDMC2逐渐由卷曲状态变为伸展状态,更有利于发挥吸附架桥作用,从而提高污泥脱水性能;在两方面的综合作用下,不调节pH时效果最好。
马綦镇[5]（2021）在《微生物絮凝剂强化电厂循环水处理效能的研究》文中研究表明我国是缺水问题十分严重,全国有超过300个城市存在水资源短缺的现象;水污染导致的水质恶化更是使水短缺问题雪上加霜。絮凝工艺借助其成本低廉和工艺简便的特点在多种污水净化方法中脱颖而出,在各个领域中广泛应用。相比于具有毒性、易产生二次污染的无机和有机絮凝剂,绿色、无毒而且高效的微生物絮凝剂便成为了当下研究开发的热点。本研究通过对培养基的优化、对微生物絮凝剂的分离提纯、组分分析和对电厂循环水的实际处理效果进行研究,以期对微生物絮凝剂后续的理论研究和实际应用提供些许参考。选取产絮菌的发酵培养基中使用量最多的三种营养物质进行响应面分析实验,用响应面设计的培养基配比发酵得到的微生物絮凝剂进行絮凝实验,使用Design-Expert软件对实验结果进行计算,并结合不同因素两两之间的交互影响图来分析最佳的培养基配比。本研究结果表明,微生物絮凝剂存在于产絮菌的发酵液中,是由产絮菌分泌到细胞外的代谢产物,且产絮菌胞体的存在不影响微生物絮凝剂的使用效果,因此在实际使用中不必进行分离提取的步骤。微生物絮凝剂的热稳定性较好,但絮凝效果会随着p H值的变化有较大改变,只有p H在7-8之间是才能起到最好的效果。微生物絮凝剂的组成成份基本上是多糖和蛋白质,且多糖的含量远远多于蛋白质,二者的比值为41:1,起主要絮凝作用的成分是多糖。根据红外光谱分析图和气相色谱分析图显示,微生物絮凝剂同时具有糖类和蛋白质的特征基团,其糖类成分包括甘露糖、葡萄糖和半乳糖,单糖为吡喃糖。基于动态模拟实验的结果,微生物絮凝剂对于电厂循环水的处理效果远优于或持平于化学絮凝剂。根据水体污染指标在30天内的变化情况,发现产絮菌的使用周期基本为20天左右。进一步使用微生物絮凝剂在电厂进行实地运行试验,在为期5个多月的试运行中,电厂循环水体系中的污染指标基本都在当地污水排放的控制要求范围之内,还能通过减少补充水量而达到提升电厂收益的结果。证实了微生物絮凝剂能够维持循环冷却水水质的稳定,可以实际应用于电厂循环水的处理中。
杨文杰[6]（2021）在《太湖蓝藻泥深度脱水工艺研究》文中认为随着太湖富营养化程度的加剧,蓝藻水华呈周期性爆发,在短时间内无法得到有效控制。目前最有效缓解蓝藻水华的措施是机械打捞,打捞的蓝藻水经初步分离,产生大量蓝藻泥,若不及时处理容易对环境造成二次污染。目前无锡市联合热电企业,对初步脱水后得到的蓝藻泥进行传统机械深度脱水,最终通过焚烧实现蓝藻泥的减量化和无害化。在实际生产过程中发现蓝藻泥脱水性能波动比较大,不同来源和不同时间的蓝藻泥脱水效果相差甚远;借鉴以往市政污泥脱水的加药经验无法实现蓝藻泥的高效脱水;由于缺少科学的加药指导方法,忽视原料脱水性能的差异性,对所有原料均投加大量氧化钙进行脱水,造成药剂浪费和脱水效率低下,且在后续焚烧过程中也因泥饼中含有大量无机物,导致焚烧处理效果较差。针对目前企业生产存在的问题,对藻水分离站周边水域不同时空微生物群落进行调查,分析微生物群落的分布特点,并与脱水性能相联系,寻找造成蓝藻泥脱水性质波动的原因;同时对生产车间脱水现状进行深入探究,为生产车间建立蓝藻泥脱水性能快速评估方法;最后进行热压滤深度脱水中试实验,为企业蓝藻泥脱水技术改进提供科学方案。本文主要研究内容及结论如下:（1）通过调查藻水分离站周边水域不同时空的微生物群落,利用统计分析工具寻找环境因子与微生物群落之间的相关性,并将脱水性能评价指标与微生物群落结构多样性相联系,寻找导致蓝藻泥脱水性质波动的影响因素。结果表明:蓝藻泥脱水评价指标滤饼比阻与细菌群落多样性指数Chao值相关,说明藻水分离站周边水域微生物群落中细菌群落多样性与蓝藻泥脱水性能具有相关性;气温作为季节变化的代表性指标,是影响微生物群落结构的最主要因素;在本实验取样范围内,蓝细菌门和变形菌门在所有取样点的细菌群落中占有主要丰度,铜绿微囊藻作为蓝细菌门中唯一被检测出的菌属可能是导致蓝藻泥脱水困难的主要因素之一。（2）通过分析目前蓝藻泥深度脱水生产车间的工艺,利用压滤过程的进料流量实时数据建立了生产车间滤饼比阻计算方法,并将实验室滤饼比阻与生产车间滤饼比阻相联系,发现实验室滤饼比阻与生产车间滤饼比阻存在线性关系,生产车间滤饼比阻是实验滤饼比阻的1.55倍。通过分析目前生产工艺中市政污泥占比的影响,发现市政污泥含量对滤饼比阻的影响呈线性,而蓝藻泥含量与滤饼比阻为2.21次方的关系,蓝藻泥在混合藻泥中的占比对滤饼比阻的影响更为显着。而药剂投加量中氧化钙投加量与滤饼比阻的关系为-1.04次方,氯化铁投加量与滤饼比阻的关系仅为-0.0371次方,说明氧化钙投加量对混合藻泥滤饼比阻影响更显着。根据以上信息建立了蓝藻泥脱水性能快速评估方程G=0.342（SRFd/SRFp）?0.962×F?（-0.0357）,科学高效的指导生产。（3）利用絮凝-热压滤工艺对目前传统蓝藻泥机械脱水进行了工艺优化研究,并在中试规模下进行放大生产,为目前蓝藻泥深度脱水工艺的改进提供了新的方案。实验室条件下,当投加蓝藻泥干物质浓度10%氯化铁热滤时,在实验范围内效果最好,相比于未加药进行热滤组,滤饼比阻降低了92.85%;在中试条件下,投加蓝藻泥干物质浓度15%氯化铁进行热压滤,可以得到含水率约65%的藻泥滤饼,实际蓝藻泥减容率高达61%,相比于目前企业生产条件实际蓝藻泥减容率的46%,有效提高蓝藻泥处理效率,实现蓝藻泥处理的减量化,且得到的蓝藻滤饼VS/TS高,有利于后续资源化利用。
刘鹏宇[7]（2021）在《饮用水源水中典型POPs有机氯农药的强化去除效能研究》文中认为二十世纪以来,人类大量使用和排放持久性有机污染物（Persistent Organic Pollutants,POPs）,由于POPs具有高毒性、难在环境中降解、易远距离传输且通过食物链在人体和动物中积累、放大、具有“三致”效应等特点,导致全球环境出现了严重的POPs污染问题。其污染已遍及全球各类水体,作为生活饮用水水源的地表水也深受污染。饮用水水源的污染势必影响饮用自来水的水质安全。面对我国开展履行斯德哥尔摩公约和实施生活饮用水强制性国家标准的技术挑战,研究饮用水生产工艺中对POPs的控制技术势在必行。本文研究以饮用水常规生产流程中的混凝、过滤工艺为基础,在不改变现有生产流程的前提下,通过对强化混凝、深床过滤以及微絮凝直接过滤工艺的强化效能研究,采用“组成分类,选择典型,探讨构效关系,逐步推广”的原则,逐步形成饮用水源水中POPs污染控制的技术理论,对保障饮水水质安全具有重要的作用和意义。采用聚合氯化铝（PAC）、聚合硫酸铁（PFS）、聚二甲基二烯丙基氯化铵（PDMDAAC）絮凝剂对水中典型POPs—有机氯农药（OCPs）进行强化混凝处理,并运用响应曲面法（RSM）优化分析了影响OCPs去除率的强化混凝条件,如pH值、原水浊度、混凝剂投加量和OCPs的初始浓度诸因素。结果表明,各影响因素交互作用显着。以PAC、PFS为絮凝剂各因素综合作用的最佳混凝条件组合均为pH值5.0、原水浊度150 NTU、投药量12 mg/L、初始浓度200 ng/L。以PDMDAAC为絮凝剂的最佳混凝条件组合是:pH值7.5、原水浊度300 NTU、投药量0.1mg/L、初始浓度300 ng/L。经模型验证实验得到最佳条件下,PAC对OCPs的去除率可以达到49.5%～80.4%,PFS对OCPs的去除率可以达到66.72%～82.32%,PDMDAAC对OCPs的去除率可以达到68.8%～82.7%,实测值与模型预测值相近,表明该模型预测准确有效。分别以PAC、PFS与PDMDAAC为原料制备两种复合絮凝剂,研究了两种复合絮凝剂对水体浊度及OCPs的去除效果。通过考察絮凝剂投药量、无机-有机组分复合比例、原水浊度、慢速搅拌时间和pH值等因素对浊度和OCPs去除效果的影响,结合絮体分形维数和Zeta电位对去除效果进行验证。结果表明,复合比例对处理水体中的OCPs以及浊度效果影响较大,PAC、PFS与PDMDAAC复合比例为5:1,投药量均为1mL/L,慢速搅拌时间为15min时,OCPs和浊度去除率达到最佳;随着初始浊度的升高,水体中OCPs的去除率也随之增加,表明两种复合絮凝剂均适用于水中OCPs和浊度的去除;复合絮凝剂与其他絮凝剂相比,其最佳pH值范围较广,在pH值为4～9范围内,OCPs和浊度都有较高的去除率。利用絮体分形维数和Zeta电位两种表征手段对混凝效果进行探讨,在最佳投药量时,PAC-PDMDAAC、PFS-PDMDAAC絮体分形维数均达到最大分别为0.8417和0.823,此时絮体结构紧密,孔隙率小且粒度分布集中,吸附架桥及网捕作用作用效果最佳;Zeta电位分别为-3mV和-1.6mV,均处于-8～2 mV之间,混凝效果最佳。絮体分形维数和Zeta电位辅助分析表明,当絮体分形维数达到最大值,Zeta电位绝对值接近零时,OCPs和浊度去除率也达到最大。试验还以硅酸钠和硫酸铝为原料制备了聚硅硫酸铝絮凝剂（PASS）,考察了絮凝剂投加量、pH值、原水浊度、粉末活性炭和改性凹凸棒土助凝剂等因素对OCPs消除效果的影响。结果表明:PASS投加量为5 mg/L时,OCPs的去除率可以达到57%～87%,浊度去除率可以达到99.1%,其效果好于PAC;PASS强化混凝处理OCPs的最佳pH值范围是6～7;OCPs的去除与浊度的去除具有显着相关性,原水浊度的大小会影响OCPs的去除,OCPs和浊度的去除率随浊度降低而减小。粉末活性炭和改性凹凸棒土作为助凝剂与PASS复配均可显着提高OCPs的去除率,分别达到78%～100%和72%～95%。相较而言,凹凸棒土储量丰富,廉价易得,因此,以改性凹凸棒土替代粉末活性炭更有优势。深床过滤对比试验发现:滤床深度对四种滤料过滤去除OCPs和浊度的影响表现不同。四种滤料对OCPs去除效率顺序依次为:无烟煤>沸石>锰砂>石英砂,结果与四种滤料表面润湿性顺序一致,而与滤料表面自由能极性成分相反。滤速的增加使浊度和OCPs去除率先上升然后下降,所得最佳滤速为10 m/h;沸石对OCPs去除率受滤速影响较小,去除率变化不明显;随着滤速的增加无烟煤滤料对OCPs去除率缓慢下降,剩余浊度逐渐升高。同一滤料不同粒径时对OCPs去除率相差不大,OCPs去除率与滤料粒径之间并无明显规律。细颗粒滤料滤床主要发挥截留作用去除悬浮胶体颗粒,粗颗粒滤料滤床主要发挥吸附作用去除悬浮胶体颗粒。悬浮胶体颗粒物及OCPs的去除不仅受到滤料的吸附截留作用,还与滤料的表面性质及OCPs的性质有重要的关系。选取PAC、PDMDAAC、PAC-PDMDAAC作为絮凝剂,使用无烟煤细、粗粒径滤料进行平行实验研究,优化确定絮凝剂投药量、原水浊度、出水浊度滤速、床深等影响参数,探讨在最优条件下微絮凝直接过滤工艺对水中OCPs的去除效能。结果表明:以无机混凝剂PAC作为絮凝剂时,宜采用细颗粒粒径无烟煤滤料滤床在低速进行过滤,此时浊度和OCPs的去除效果均为最佳。PDMDAAC作为絮凝剂时,直接过滤的最佳选择是粗颗粒粒径无烟煤滤料滤床进行低速过滤,既保证了出水水质,又延长了过滤周期,使滤床效能达到最高。在高原水浊度和高滤速条件下,不宜投加PAC-PDMDAAC。本论文完成了各项强化工艺对饮用水水源水中典型POPs—有机氯农药OCPs的去除效能及机理研究,通过试验确定了不同强化工艺的最佳处理参数及条件,研究成果可以为城市自来水厂的运行提供参考和支持。
华景秋[8]（2021）在《利用芽孢杆菌在高盐浓度下生产微生物絮凝剂的机理及应用研究》文中提出传统的化学絮凝剂处理废水的效果明显,但是他们会造成二次污染,对自然和生物都会产生危害。同时会产生大量含有这些化学絮凝剂的污泥,增加了后续处理的成本。微生物絮凝剂是由微生物生长过程中向体外分泌的生物高分子有机物,其主要成分为多糖和蛋白质,其在自然环境下可自行降解,无残留、无二次污染。微生物絮凝剂具有丰富的官能团丰富和较高的环境效益,近年来,它被应用到多个领域,例如吸附重金属、去除染料和合成纳米粒子等。目前生物絮凝剂的生产方法既耗时又昂贵,限制了其推广和商业化。例如,微生物絮凝剂平均生产周期通常需要几百个小时,需要提供底物和营养。此外,微生物絮凝剂生产过程需要采用高温灭菌技术。因此,降低微生物絮凝剂的生产成本和研究微生物絮凝剂应用的机制是解决目前微生物絮凝剂在废水中应用问题的关键。研究表明,大多数菌株在高盐的环境下容易受到等离子体分解的影响,就像加热效应一样。因此,我们希望可以利用高盐的条件取代传统的灭菌技术。在前人的研究中可以发现芽孢杆菌具有较强的高盐耐受性,并且芽胞杆菌分泌的胞外聚合物具有丰富的羧基,氨基,羟基等基团为吸附重金属提供了大量的吸附位点。利用芽孢杆菌可以在高盐条件下分泌微生物絮凝剂的特点,可以将难以处理的高盐废水作为廉价培养基减少生产微生物絮凝剂的成本。同时,可以减少生产微生物絮凝剂过程中灭菌这一环节可以简化流程,节约能源。据此,实验拟将芽孢杆菌分泌的微生物絮凝剂作为重金属吸附剂,利用芽孢杆菌可以在高盐的条件下生长的特性开发一种新型低廉高效的生物吸附剂。针对目前对于高盐浓度对芽孢杆菌生产微生物絮凝剂的影响以及对微生物絮凝剂吸附重金属的机制还不明确等问题,我们利用多种技术分析在盐胁迫下分泌的微生物絮凝剂的产量,组成结构,理化性质以及对重金属的去除效率,建立微生物絮凝剂吸附重金属的机理模型。通过本课题的研究我们有望找到一条经济、有效的提高重金属吸附效果的新途径,并为微生物絮凝剂吸附重金属的理论及技术研究提供可靠的理论依据和技术指导。本论文主要研究结论如下:1.芽孢杆菌在高盐条件下制备微生物絮凝剂及其絮凝效果:在高盐条件下,芽孢杆菌生产微生物絮凝剂的产量为2.4 g/L左右。高盐条件下生产的微生物絮凝剂需要和阳离子助凝剂Fe3+联用才能对高岭土颗粒有较好的絮凝效果。微生物絮凝剂的最佳絮凝条件为添加120 mg/L微生物絮凝剂和0.4 m M Fe3+。微生物絮凝剂具有较好的耐热性能,并且在较宽的p H范围内对高岭土颗粒表现出较高的絮凝率,絮凝率都保持在90%以上,说明其在实际运用中有广泛的前景。2.絮凝剂的表征及絮凝机理:高盐条件下生产的微生物絮凝剂主要是由54.17%的多糖,32.68%左右的蛋白质以及23.52%的其他物质组成的。三维荧光光谱图中可以看出是絮凝剂样品中含有类色氨酸相关的蛋白和类酪氨酸相关的蛋白。经过红外光谱和X射线光电子能谱分析发现微生物絮凝剂样品主要是由C、N、O组成并且含有丰富的羟基、羧基和氨基等基团。环境扫描电镜图谱中可以看出样品是网状结构且表面具有丰富的孔隙。通过对絮凝土沉淀物的显微镜观察,絮凝前后Zeta电位变化分析,絮凝活性组分分析以及高岭土和微生物絮凝剂结合键分析,可以判断出絮凝过程中主要作用机理是电中和和吸附架桥。3.微生物絮凝剂对重金属的吸附研究:高盐条件下生产的微生物絮凝剂对Pb2+、Cr6+和Cu2+的去除率为Pb2+>Cu2+>Cr6+。微生物絮凝剂吸附重金属的实验中,微生物絮凝剂对Pb2+的最大吸附容量为485.09 mg/g,对Cr6+的最大吸附容量为175.86 mg/g,对Cu2+的最大吸附容量为205.18 mg/L。微生物絮凝剂吸附重金属的过程中不是简单的单层吸附,其中所发生的反应较为复杂。化学吸附是整个吸附过程中主要的限速步骤。同一种微生物絮凝剂对三种重金属离子的吸附容量和吸附速率不同,可能是由于吸附过程中发挥作用的组分和金属离子不同造成的。4.微生物絮凝剂吸附重金属的机理:通过微生物絮凝剂吸附三种重金属前后的红外光谱图,我们可以发现微生物絮凝剂吸附重金属的过程中,微生物絮凝剂中蛋白质、多糖和核酸等组分中的基团都发挥作用。吸附不同的重金属离子,微生物絮凝剂中发挥作用的基团也存在不同。根据三维荧光光谱数据拟合结果,我们可以发现微生物絮凝剂吸附过程中蛋白质和类腐殖质组分与重金属结合。扫描电镜图可以看出微生物絮凝剂为多孔结构为重金属吸附提供了丰富的位点。从SEM-EDX图中我们可以发现吸附过程中重金属和微生物絮凝剂表面的K+和Mg2+发生了离子交换反应,说明离子交换在吸附过程中发挥重要作用。通过将去除蛋白前后的微生物絮凝剂对重金属的去除率对比以及红外光谱、三维荧光光谱和扫描电镜能谱等方法对微生物絮凝剂吸附重金属的机理进行探究,我们可以发现微生物絮凝剂吸附重金属主要作用为表面络合,静电吸附和离子交换。
韩宇轩[9]（2021）在《微生物絮凝剂的研究现状及发展趋势》文中研究表明进入新世纪以后,由于环境污染加剧,人们的环保意识逐渐加深,所以开发无毒、无污染的微生物絮凝剂就成为重要之事。微生物絮凝剂经过近些年的发展,已经取得了一定的突破。本文首先分析了微生物的含义,随后对微生物絮凝剂现状展开了探讨,最终则立足当前,对微生物絮凝剂的发展趋势进行了预测,希望可为其他研究人员提供参考。
王岳能[10]（2020）在《稀土-铝高分子杂聚絮凝剂的合成表征与性能评价》文中研究指明目前我国大多数油田已进入注水开发后期,采出液含水量超过80%,导致产生了大量的采油污水,采油污水具有成分复杂、高悬浮物含量、高含油及高矿化度等特点,如果未经处理或者处理不当就排放,会对周围环境造成严重的污染。传统的污水处理剂已经难以满足国家环保要求,对于此类成分复杂难以处理的采油污水,新型絮凝剂的研发是必然趋势。本文以六水氯化铝（Al Cl3·6H2O）与七水氯化铈（Ce Cl3·7H2O）为无机组分,以丙烯酰胺与二甲基二烯丙基氯化铵为有机组分,以过硫酸铵与亚硫酸氢钠的氧化还原体系为引发剂,在一定条件下合成了一种无机-有机杂聚絮凝剂Al/Ce（OH）3-CPAM。表征结果表明,Al/Ce（OH）3-CPAM絮凝剂的无机组分与有机组分之间形成了配位化学键,无机-有机组分实现杂聚。研究了各组分加量以及合成条件对产物的影响,无机组分总质量分数20%（质量比Al Cl3·6H2O:Ce Cl3·7H2O=7:3）,氢氧化钠质量分数8%,有机单体总质量分数为18%（质量比AM:DMDAAC=2:1）,引发剂总质量分数占有机单体质量总和的0.8%（摩尔比过硫酸铵:亚硫酸氢钠=1:1）,反应温度45℃,反应时间5h,合成产物的粘均分子量达到了953.3×104,杂聚率达到了62.3%。Al/Ce（OH）3-CPAM絮凝剂在150mg/L的加量下,对海拉尔油田贝尔苏木301联合站污水取得良好的絮凝效果,污水矿化度对其絮凝性能影响较小,但对絮体的沉降影响较大;Al/Ce（OH）3-CPAM絮凝剂的絮凝剂机理研究结果表明该絮凝剂同时具备电中和、吸附架桥以及网捕沉淀的作用机理。
二、微生物絮凝剂的研究现状与发展趋势（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、微生物絮凝剂的研究现状与发展趋势（论文提纲范文）
（1）微生物絮凝剂的研究现状与发展趋势（论文提纲范文）
| 1 絮凝剂产生菌的分类及研究进展 |
| 2 微生物絮凝剂的絮凝机理及影响因素 |
| 2.1 絮凝机理 |
| 2.2 影响絮凝效果的因素 |
| 3 微生物絮凝剂的应用 |
| 3.1 印染废水脱色 |
| 3.2 含油废水的处理 |
| 3.3 食品工业废水的处理 |
| 3.4 污泥脱水处理 |
| 3.5 重金属废水的处理 |
| 4 微生物絮凝剂的发展趋势 |
| 4.1 絮凝剂产生菌的诱变育种与基因工程菌的构建 |
| 4.2 绿色廉价培养基 |
| 4.3 微生物絮凝剂制备和应用的智能化控制 |
| 4.4 微生物絮凝剂与切削废液的关系 |
| 5 结语 |
（2）多活性基团絮凝剂的合成及其对染料废水的处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水污染概述 |
| 1.1.2 水环境质量标准 |
| 1.2 印染废水概述 |
| 1.2.1 印染废水污染现状 |
| 1.2.2 印料废水的危害 |
| 1.2.3 印染废水常规处理技术 |
| 1.3 絮凝剂研究现状 |
| 1.3.1 混凝法及絮凝剂的分类 |
| 1.3.2 絮凝剂国内外研究进展 |
| 1.4 主要研究内容及创新点 |
| 1.4.1 研究背景及意义 |
| 1.4.2 研究主要内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂、材料及仪器 |
| 2.1.1 试剂与材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 多活性基团絮凝剂的合成方法 |
| 2.2.1 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的合成方法 |
| 2.2.2 P(AM-HFBMA)絮凝剂的合成方法 |
| 2.3 絮凝剂特性的测定方法 |
| 2.3.1 固含量的测定方法 |
| 2.3.2 阳离子度的测定方法 |
| 2.3.3 分子量的测定方法 |
| 2.4 絮凝剂的表征方法 |
| 2.4.1 傅里叶变换红外光谱分析(FTIR) |
| 2.4.2 差热-热重（DSC-TGA）分析 |
| 2.4.3 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 2.4.4 X射线衍射分析(XRD) |
| 2.4.5 核磁共振分析 |
| 2.4.6 氮气吸附-脱附测量分析 |
| 2.4.7 扫描电镜图像分析 |
| 2.5 混凝实验方法及机理分析方法 |
| 2.5.1 混凝实验方法 |
| 2.5.2 吸附动力学 |
| 2.5.3 吸附等温线 |
| 第3章 富含离子基团的微生物絮凝剂合成及其对刚果红染料废水处理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的合成条件优化 |
| 3.2.1 引发剂的量对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.2 MBF与AM质量比对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.3 DAC的量对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.4 反应温度对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.5 引发时间对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.2.6 p H对絮凝剂合成影响研究 |
| 3.3 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂的分子结构及特性研究 |
| 3.3.1 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂组成与结构研究 |
| 3.3.2 MBF-g-P(AM-DAC)絮凝剂热稳定性研究 |
| 3.3.3 MBF-g-P(AM-DAC)的合成机理 |
| 3.4 MBF-g-P(AM-DAC)对刚果红染料废水处理研究 |
| 3.4.1 MBF-g-P(AM-DAC)投加量和沉降时间对刚果红去除率的影响研究 |
| 3.4.2 絮体粒径大小分布和表面特征研究 |
| 3.4.3 Zeta电位分析 |
| 3.5 MBF-g-P(AM-DAC)及其所产絮体的吸附性能 |
| 3.5.1 N_2吸附-脱附曲线(BET)分析 |
| 3.5.2 吸附等温线分析 |
| 3.6 模拟废水中刚果红去除机理研究 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 含氟碳基团的有机高分子絮凝剂合成及对多种模拟染料废水处理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 P(AM-HFBMA)的合成及组成结构研究 |
| 4.2.1 P(AM-HFBMA)的合成 |
| 4.2.2 P(AM-HFBMA)的组成结构研究 |
| 4.2.3 P(AM-HFBMA)的合成机理 |
| 4.2.4 P(AM-HFBMA)的特性研究 |
| 4.3 P(AM-HFBMA)对多种染料的处理研究 |
| 4.3.1 P(AM-HFBMA)的投加量对脱色效果的影响 |
| 4.3.2 染料初始浓度对脱色效果的影响 |
| 4.3.3 p H对脱色效果的影响 |
| 4.4 P(AM-HFBMA)及其絮体的吸附特性研究 |
| 4.4.1 吸附动力学分析 |
| 4.4.2 吸附等温线分析 |
| 4.5 P(AM-HFBMA)对染料的去除机理研究 |
| 4.5.1 紫外可见吸收光谱和红外光谱分析 |
| 4.5.2 Zeta电位分析 |
| 4.6 P(AM-HFBMA)与市售絮凝剂混凝效率比较及应用前景分析 |
| 4.6.1 P(AM-HFBMA)与市售絮凝剂混凝效率比较 |
| 4.6.2 P(AM-HFBMA)应用前景分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间科研成果及获奖情况 |
（3）一种微生物絮凝剂的研制及其对水中铜离子的絮凝研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含铜离子废水的来源及危害 |
| 1.1.1 含铜离子废水的来源及危害 |
| 1.1.2 重金属区域的污染特性 |
| 1.2 松花江吉林市段铜离子含量的特点分析 |
| 1.2.1 吉林市产业特点及松花江段水质 |
| 1.2.2 松花江吉林市段铜离子含量检测 |
| 1.3 微生物絮凝剂 |
| 1.3.1 絮凝基因 |
| 1.3.2 微生物絮凝剂的类型 |
| 1.3.3 生物絮凝剂的基本特性 |
| 1.3.4 研究现状 |
| 1.4 本研究的研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 本研究的研究内容 |
| 1.4.2 本研究的技术路线 |
| 第二章 絮凝菌的筛选及鉴定 |
| 2.1 实验材料及设备 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法及步骤 |
| 2.2.1 菌株培养和纯化 |
| 2.2.2 菌株鉴定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 菌种的分离和筛选 |
| 2.3.2 菌种鉴定 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 微生物絮凝剂的制备及表征 |
| 3.1 实验材料及设备 |
| 3.1.1 实验试剂及材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验方法与步骤 |
| 3.2.1 絮凝剂制备 |
| 3.2.2 絮凝剂材料表征方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 絮凝剂和助凝剂的红外傅里叶光谱扫描分析 |
| 3.3.2 Zeta与胶体滴定法的对比分析 |
| 3.3.3 SEM分析 |
| 3.3.4 絮凝机制分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 微生物絮凝剂对水中铜离子絮凝研究 |
| 4.1 实验材料及设备 |
| 4.1.1 实验试剂及配置 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 响应面法分析絮凝影响因素的方法及步骤 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 pH对絮凝效率的影响 |
| 4.3.2 时间对絮凝效率的影响 |
| 4.3.3 絮凝剂投加量絮凝效率的影响 |
| 4.3.4 GO投加量对絮凝效率的影响 |
| 4.3.5 温度和GO投加量共同对絮凝效率的影响 |
| 4.3.6 二次模型的方差分析 |
| 4.4 氧化石墨烯的絮凝动力学因素分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（4）海藻酸钠基有机絮凝剂的合成及应用性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 本文研究内容 |
| 1.3 本文创新之处 |
| 1.4 本文受资助情况 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 絮凝剂及絮凝机理 |
| 2.1.1 絮凝剂 |
| 2.1.2 絮凝机理 |
| 2.2 污泥脱水 |
| 2.2.1 污泥特性 |
| 2.2.2 污泥脱水的影响因素 |
| 2.3 海藻酸钠 |
| 2.3.1 海藻酸钠的基本结构 |
| 2.3.2 海藻酸钠在水处理中的研究现状 |
| 第三章 实验材料与方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验药剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 实验水样 |
| 3.1.4 实验污泥 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 SA-PDMC的制备方法 |
| 3.2.2 PAC的配制方法 |
| 3.2.3 SA-PDMC物理化学表征 |
| 3.2.4 烧杯实验 |
| 3.2.5 絮凝过程中相关指标测定 |
| 3.2.6 污泥脱水中相关指标测定 |
| 第四章 海藻酸钠基有机絮凝剂的合成 |
| 4.1 絮凝处理地表水中SA-PDMC反应条件的优化 |
| 4.1.1 絮凝处理地表水中SA-PDMC合成温度的优化 |
| 4.1.2 絮凝处理地表水中SA-PDMC合成单体量的优化 |
| 4.1.3 絮凝处理地表水中SA-PDMC合成引发剂质量的优化 |
| 4.2 污泥脱水中SA-PDMC合成条件的优化 |
| 4.2.1 污泥脱水中SA-PDMC合成温度的优化 |
| 4.2.2 污泥脱水中SA-PDMC合成单体量的优化 |
| 4.2.3 污泥脱水中SA-PDMC合成引发剂质量的优化 |
| 4.3 SA-PDMC的表征 |
| 4.3.1 红外光谱(FTIR)分析 |
| 4.3.2 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 4.3.3 核磁共振氢谱(~1H-NMR)分析 |
| 4.3.4 透射电镜(TEM)图像分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 SA-PDMC在地表水处理中的应用 |
| 5.1 处理模拟地表水 |
| 5.1.1 投加量对絮凝效果的影响 |
| 5.1.2 初始pH对絮凝效果的影响 |
| 5.2 处理湖水 |
| 5.2.1 SA-PDMC与PAC分别单独使用时的作用效果 |
| 5.2.2 SA-PDMC与PAC复配使用的絮凝效果 |
| 5.2.3 三维荧光光谱(EEM)分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 SA-PDMC在污泥脱水中的应用 |
| 6.1 投加量对脱水性能的影响 |
| 6.2 pH对污泥脱水性能的影响 |
| 6.3 污泥脱水前后EPS变化 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间学术成果 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（5）微生物絮凝剂强化电厂循环水处理效能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 絮凝剂概述 |
| 1.2.1 无机絮凝剂 |
| 1.2.2 有机絮凝剂 |
| 1.2.3 微生物絮凝剂 |
| 1.3 微生物絮凝剂的研究现状 |
| 1.3.1 微生物絮凝剂的作用机理 |
| 1.3.2 微生物絮凝剂的应用现状 |
| 1.3.2.1 印染废水 |
| 1.3.2.2 重金属废水 |
| 1.3.2.3 食品工业废水废水 |
| 1.3.2.4 含油废水 |
| 1.3.2.5 污泥脱水 |
| 1.3.2.6 微藻采集 |
| 1.3.3 复合型微生物絮凝剂 |
| 1.3.4 微生物絮凝剂现存问题 |
| 1.4 课题研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.3 菌株 |
| 2.4 培养基 |
| 2.5 实验方法 |
| 2.5.1 灭菌 |
| 2.5.2 微生物絮凝剂的制备 |
| 2.5.2.1 种子培养 |
| 2.5.2.2 摇瓶发酵 |
| 2.5.3 微生物絮凝剂的分离提纯 |
| 2.5.4 絮凝实验 |
| 2.5.5 微生物絮凝剂的稳定性分析 |
| 2.5.5.1 微生物絮凝剂的热稳定性 |
| 2.5.5.2 微生物絮凝剂的p H稳定性 |
| 2.5.6 微生物絮凝剂的组分分析 |
| 2.5.6.1 Molish反应 |
| 2.5.6.2 蒽酮反应 |
| 2.5.6.3 茚三酮反应 |
| 2.5.6.4 双缩脲反应 |
| 2.5.7 糖的定量测定 |
| 2.5.8 蛋白质的定量测定 |
| 2.5.9 红外光谱分析 |
| 2.5.10 气相色谱分析 |
| 2.5.11 pH、电导率、浊度的测定 |
| 2.5.12 钙离子硬度的测定 |
| 2.5.13 COD的测定 |
| 第三章 絮凝剂的培养基优化及稳定性研究 |
| 3.1 培养基优化 |
| 3.1.1 响应面设计 |
| 3.1.2 响应面分析结果及方差分析 |
| 3.1.3 絮凝率优化响应曲面分析 |
| 3.1.4 模型验证 |
| 3.2 絮凝活性成分分布位置的确定 |
| 3.3 微生物絮凝剂的稳定性 |
| 3.3.1 微生物絮凝剂的稳定性 |
| 3.3.2 微生物絮凝剂的p H稳定性 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 微生物絮凝剂组分研究 |
| 4.1 糖和蛋白质的定性测定 |
| 4.2 糖和蛋白质的定量测定 |
| 4.3 红外光谱分析 |
| 4.4 气相色谱分析 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 循环冷却水实际处理效能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 动态模拟运行 |
| 5.3 现场运行效果研究 |
| 5.3.1 现场状况 |
| 5.3.2 现场运行结果 |
| 5.4 节水性分析 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论及建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及参加科研情况 |
（6）太湖蓝藻泥深度脱水工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 蓝藻污染现状及处理处置 |
| 1.1.1 太湖蓝藻的污染现状 |
| 1.1.2 蓝藻的处理处置技术 |
| 1.2 太湖蓝藻脱水研究现状 |
| 1.2.1 藻水初步分离工艺研究现状 |
| 1.2.2 目前太湖藻水分离站工艺 |
| 1.2.3 深度脱水工艺研究现状 |
| 1.2.4 太湖蓝藻深度脱水现状 |
| 1.3 热压滤深度脱水技术 |
| 1.3.1 热压滤深度脱水工艺 |
| 1.3.2 热压滤深度脱水机理 |
| 1.4 研究目标及主要研究内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目标 |
| 1.4.3 主要研究内容 |
| 1.4.4 拟解决的关键技术 |
| 1.4.5 技术路线 |
| 第二章 藻水分离站周边水域微生物群落时空分布与蓝藻泥脱水性能的相关性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 微生物样品分析 |
| 2.2.3 水质指标及滤饼比阻的测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 微生物群落结构分析 |
| 2.3.2 微生物群落结构与环境因子的关系 |
| 2.3.3 微生物群落与蓝藻泥脱水性能的关系 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 蓝藻泥脱水性能快速评估 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验原料 |
| 3.2.2 实验室条件下滤饼比阻的测定 |
| 3.2.3 生产车间混合藻泥的压滤工艺 |
| 3.2.4 分析测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 蓝藻泥生产滤饼比阻与实验滤饼比阻的相关性 |
| 3.3.2 不同助滤剂添加量对混合藻泥脱水性能的影响 |
| 3.3.3 蓝藻泥与市政污泥配料比例对混合藻泥脱水性能的影响 |
| 3.3.4 蓝藻泥压滤脱水性能快速评估方法的建立 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 蓝藻泥热压滤深度脱水工艺及中试研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方案 |
| 4.2.3 实验装置 |
| 4.2.4 分析测试方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 热压滤改善蓝藻泥脱水性能的工艺条件优化 |
| 4.3.2 热压滤改善蓝藻泥脱水性能的中试研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 主要结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者攻读硕士期间发表的论文 |
（7）饮用水源水中典型POPs有机氯农药的强化去除效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 POPs 的危害及水中POPs 的污染现状 |
| 1.2.1 POPs的污染危害 |
| 1.2.2 水体中的POPs污染现状 |
| 1.3 水中典型POPs有机氯农药的性质及其危害 |
| 1.3.1 有机氯农药的性质 |
| 1.3.2 有机氯农药的危害 |
| 1.4 水中有机氯农药的污染现状及常规处理技术 |
| 1.4.1 有机氯农药的污染现状 |
| 1.4.2 有机氯农药的常规处理技术 |
| 1.5 强化混凝技术的应用现状及研究进展 |
| 1.5.1 强化混凝技术 |
| 1.5.2 强化混凝技术的作用机理 |
| 1.5.3 强化混凝技术的研究方向、发展趋势及混凝剂类型 |
| 1.6 深床过滤技术的应用现状及研究进展 |
| 1.6.1 深床过滤技术的作用机理及研究现状 |
| 1.6.2 深床过滤的研究方向与发展趋势 |
| 1.7 研究理论依据 |
| 1.7.1 基本理论依据 |
| 1.7.2 强化混凝去除水源水中OCPs的理论依据 |
| 1.7.3 深床过滤去除水源水中OCPs的理论依据 |
| 1.7.4 微絮凝直接过滤去除水源水中OCPs的理论依据 |
| 1.8 研究内容 |
| 1.8.1 有机氯农药强化混凝的优化研究 |
| 1.8.2 有机氯农药深床过滤的优化研究 |
| 1.8.3 微絮凝直接过滤对有机氯农药去除效能的研究 |
| 1.9 课题来源和创新点 |
| 1.9.1 课题来源 |
| 1.9.2 创新点 |
| 2 实验材料与测定分析方法 |
| 2.1 主要实验仪器设备 |
| 2.1.1 气相色谱仪 |
| 2.1.2 其他主要仪器设备 |
| 2.2 主要实验试剂 |
| 2.3 样品前处理与测定分析方法 |
| 2.3.1 样品前处理方法 |
| 2.3.2 最佳色谱分析条件 |
| 2.3.3 有机氯农药标准曲线 |
| 2.3.4 絮体分形维数测定方法 |
| 2.3.5 Zeta电位测定方法 |
| 3 强化混凝对水中有机氯农药去除效能及机理研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 模拟水样的制备 |
| 3.2.2 混凝实验 |
| 3.3 聚合氯化铝强化混凝效能及机理研究 |
| 3.3.1 实验优化设计 |
| 3.3.2 结果与讨论 |
| 3.4 聚合硫酸铁强化混凝效能及机理研究 |
| 3.4.1 实验优化设计 |
| 3.4.2 结果与讨论 |
| 3.5 聚二甲基二烯丙基氯化铵强化混凝效能及机理研究 |
| 3.5.1 实验优化设计 |
| 3.5.2 结果与讨论 |
| 3.6 PAC-PDMDAAC复合絮凝剂强化混凝效能及机理研究 |
| 3.6.1 复合混凝剂的制备 |
| 3.6.2 结果与讨论 |
| 3.7 PFS-PDMDAAC复合絮凝剂强化混凝效能及机理研究 |
| 3.7.1 复合混凝剂的制备 |
| 3.7.2 结果与讨论 |
| 3.8 助凝剂对聚合硅酸硫酸铝去除水中有机氯农药的影响及机理研究 |
| 3.8.1 聚合硅酸硫酸铝的制备 |
| 3.8.2 助凝剂改性凹凸棒土的制备及表征 |
| 3.8.3 结果与讨论 |
| 3.9 本章小结 |
| 4 深床过滤对水中有机氯农药去除效能及机理研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料、装置及方法 |
| 4.2.1 过滤材料 |
| 4.2.2 过滤实验装置 |
| 4.2.3 过滤实验方法 |
| 4.3 滤床深度对水中OCPs的去除效能影响 |
| 4.3.1 结果与讨论 |
| 4.4 滤速对水中OCPs的去除效能影响 |
| 4.4.1 结果与讨论 |
| 4.5 滤料粒径对水中OCPs的去除效能研究 |
| 4.5.1 结果与讨论 |
| 4.6 不同滤料对水中OCPs的过滤去除机理探讨 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 微絮凝直接过滤对水中有机氯农药去除效能及机理研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 无机微絮凝-直接过滤对水中OCPs的去除效能 |
| 5.2.1 实验方案 |
| 5.2.2 结果与讨论 |
| 5.3 有机微絮凝-直接过滤对水中OCPs的去除效能 |
| 5.3.1 实验方案 |
| 5.3.2 结果与讨论 |
| 5.4 复合微絮凝-直接过滤对水中OCPs的去除效能 |
| 5.4.1 实验方案 |
| 5.4.2 结果与讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（8）利用芽孢杆菌在高盐浓度下生产微生物絮凝剂的机理及应用研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水中重金属的污染及处理现状 |
| 1.2.1 我国水中重金属的污染现状 |
| 1.2.2 目前常用的处理重金属废水的方法 |
| 1.2.2.1 化学法 |
| 1.2.2.2 物理化学法 |
| 1.2.2.3 生物处理法 |
| 1.3 微生物絮凝剂的研究现状 |
| 1.3.1 微生物絮凝剂简介 |
| 1.3.2 微生物絮凝剂的应用 |
| 1.3.3 微生物絮凝剂的絮凝机理 |
| 1.4 微生物絮凝剂吸附重金属的研究 |
| 1.4.1 微生物絮凝剂吸附重金属的现状 |
| 1.4.2 微生物絮凝剂吸附重金属的机理 |
| 1.5 主要研究内容和研究方法 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究方法 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 芽孢杆菌在高盐浓度下生产微生物絮凝剂 |
| 2.1 实验所需主要仪器及材料 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 实验菌株及培养基 |
| 2.1.3.1 实验菌株 |
| 2.1.3.2 培养基 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 种子培养液的配制 |
| 2.2.2 微生物絮凝剂的制备 |
| 2.2.3 微生物絮凝剂絮凝效率测试方法 |
| 2.3 不同盐浓度对细菌生长,微生物絮凝剂制备的影响 |
| 2.3.1 不同盐浓度对细菌生长的影响 |
| 2.3.2 不同盐浓度对微生物絮凝剂絮凝效率的影响 |
| 2.3.3 不同盐浓度对絮凝剂产量的影响 |
| 2.4 影响微生物絮凝剂絮凝效果的因素分析 |
| 2.4.1 微生物絮凝剂的添加量对絮凝效果的影响 |
| 2.4.2 不同金属离子对絮凝效果的影响 |
| 2.4.3 金属离子添加量对絮凝率的影响 |
| 2.4.4 pH值对絮凝效果的影响 |
| 2.4.5 微生物絮凝剂的耐热性分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 微生物絮凝剂的表征及絮凝机理 |
| 3.1 实验仪器及实验材料 |
| 3.1.1 实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 微生物絮凝剂多糖含量测定 |
| 3.2.2 微生物絮凝剂蛋白质含量测定 |
| 3.2.3 红外光谱分析 |
| 3.2.4 微生物絮凝剂热稳定性分析 |
| 3.2.5 环境扫描电子显微镜的观测 |
| 3.2.6 X射线光电子能谱及其分析 |
| 3.2.7 三维荧光分析 |
| 3.2.8 Zeta电位分析 |
| 3.2.9 微生物絮凝剂及高岭土粒子之间结合键探究 |
| 3.3 微生物絮凝剂组成及性质 |
| 3.3.1 微生物絮凝剂的化学组成 |
| 3.3.2 微生物絮凝剂元素组成及官能团分析 |
| 3.3.2.1 红外光谱分析 |
| 3.3.2.2 X射线光电子能谱分析 |
| 3.3.3 微生物絮凝剂的热重分析 |
| 3.3.4 环境扫描电子显微镜的分析 |
| 3.3.5 三维荧光分析微生物絮凝剂组分 |
| 3.4 微生物絮凝剂的絮凝机理探究 |
| 3.4.1 微生物絮凝剂与高岭土结合键的探究 |
| 3.4.2 Zeta电位的变化 |
| 3.4.3 絮凝前后高岭土形态对比 |
| 3.4.4 絮凝活性成分分析 |
| 3.4.5 絮凝机理 |
| 第四章 微生物絮凝剂对重金属的吸附作用 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.1.1 模拟重金属废水溶液的配制 |
| 4.1.2 微生物絮凝剂吸附重金属实验 |
| 4.1.3 重金属吸附量计算 |
| 4.1.4 微生物絮凝剂吸附重金属的吸附等温线研究方法 |
| 4.1.5 微生物絮凝剂吸附重金属的吸附动力学研究方法 |
| 4.2 微生物絮凝剂对Pb~(2+)的吸附研究 |
| 4.2.1 微生物絮凝剂对Pb~(2+)的吸附实验 |
| 4.2.2 微生物絮凝剂吸附重金属吸附等温线拟合 |
| 4.2.3 微生物絮凝剂吸附铅离子的动力学拟合 |
| 4.3 微生物絮凝剂对Cu~(2+)的吸附研究 |
| 4.3.1 微生物絮凝剂对Cr~(6+)的吸附实验 |
| 4.3.2 微生物絮凝剂吸附重金属吸附等温线拟合 |
| 4.3.3 微生物絮凝剂吸附铬离子的动力学拟合 |
| 4.4 微生物絮凝剂对Cu~(2+)的吸附研究 |
| 4.4.1 微生物絮凝剂对Cu~(2+)的吸附实验 |
| 4.4.2 微生物絮凝剂吸附Cu~(2+)的吸附等温线拟合 |
| 4.4.3 微生物絮凝剂吸附铜离子的动力学拟合 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 微生物絮凝剂吸附重金属的机理探究 |
| 5.1 微生物絮凝剂Na-Bsp吸附重金属后主要官能团的变化 |
| 5.2 去除蛋白前后微生物絮凝剂去除重金属效率对比 |
| 5.3 微生物絮凝剂吸附重金属过程中的荧光淬灭光谱 |
| 5.4 采用SEM-EDX分析吸附前后微生物絮凝剂中元素变化 |
| 5.5 本章总结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 攻读学位期间发表的论文 |
| 参考文献 |
（9）微生物絮凝剂的研究现状及发展趋势（论文提纲范文）
| 1 微生物絮凝剂的概念解读 |
| 2 微生物絮凝剂的研究现状 |
| 2.1 絮凝机理分析 |
| 2.1.1 微观絮凝 |
| 2.1.2 宏观絮凝 |
| 2.1.3 差异沉降 |
| 2.2 微生物絮凝剂应用现状 |
| 2.2.1 工业废水处理 |
| 2.2.2 城市生活污水 |
| 2.2.3 活性污泥处理系统 |
| 3 微生物絮凝剂的发展趋势 |
| 3.1 进一步扩大应用范围 |
| 3.1.1 供水处理 |
| 3.1.2 膨胀污泥处理 |
| 3.2 优化微生物絮凝剂制造技术 |
| 3.2.1 复合菌群的应用 |
| 3.2.2 廉价培养基的应用 |
| 3.2.3 污泥的应用 |
| 3.3 优化微生物絮凝剂储存和应用技术 |
| 4 结语 |
（10）稀土-铝高分子杂聚絮凝剂的合成表征与性能评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 创新点摘要 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 絮凝剂概述 |
| 1.2.1 絮凝剂简介 |
| 1.2.2 絮凝剂分类 |
| 1.2.3 絮凝剂的絮凝机理 |
| 1.3 无机-有机高分子絮凝剂研究现状及发展趋势 |
| 1.4 选题依据、研究依据及研究内容 |
| 第二章 稀土-铝高分子杂聚絮凝剂的合成 |
| 2.1 实验药品及仪器 |
| 2.2 Al/Ce(OH)_3-CPAM合成路线 |
| 2.3 产物表征方法 |
| 2.3.1 粘均分子量测定 |
| 2.3.2 杂聚率测定 |
| 2.3.3 红外光谱分析 |
| 2.3.4 扫描电镜分析 |
| 2.3.5 热重分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 合成条件对Al/Ce(OH)_3-CPAM的影响 |
| 2.4.2 红外光谱分析 |
| 2.4.3 扫描电镜分析 |
| 2.4.4 热重分析 |
| 2.5 聚合机理 |
| 2.5.1 无机聚合机理 |
| 2.5.2 有机聚合机理 |
| 2.5.3 Al/Ce(OH)_3-CPAM 聚合方式 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 Al/Ce(OH)_3-CPAM的絮凝性能研究 |
| 3.1 实验样品及仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 絮凝性能对比 |
| 3.2.2 絮凝剂絮凝性能影响因素研究 |
| 3.2.3 计算方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 絮凝性能 |
| 3.3.2 影响絮凝的因素分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Al/Ce(OH)_3-CPAM絮凝机理分析 |
| 4.1 实验药品及仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 絮体形态分析 |
| 4.2.2 Zeta电位分析 |
| 4.2.3 粒径分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 絮体形态分析 |
| 4.3.2 Zeta电位分析 |
| 4.3.3 粒径分析 |
| 4.4 Al/Ce(OH)_3-CPAM絮凝机理 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 发表文章目录 |
| 致谢 |
四、微生物絮凝剂的研究现状与发展趋势（论文参考文献）
- [1]微生物絮凝剂的研究现状与发展趋势[J]. 韩明眸,郭娜,董耀华,董丽华,周游麒,严竹菁. 中国酿造, 2021(11)
- [2]多活性基团絮凝剂的合成及其对染料废水的处理研究[D]. 王韬. 重庆工商大学, 2021(08)
- [3]一种微生物絮凝剂的研制及其对水中铜离子的絮凝研究[D]. 曾繁城. 吉林化工学院, 2021(01)
- [4]海藻酸钠基有机絮凝剂的合成及应用性能研究[D]. 刘彩玉. 山东大学, 2021
- [5]微生物絮凝剂强化电厂循环水处理效能的研究[D]. 马綦镇. 辽宁大学, 2021(12)
- [6]太湖蓝藻泥深度脱水工艺研究[D]. 杨文杰. 江南大学, 2021(01)
- [7]饮用水源水中典型POPs有机氯农药的强化去除效能研究[D]. 刘鹏宇. 兰州交通大学, 2021(01)
- [8]利用芽孢杆菌在高盐浓度下生产微生物絮凝剂的机理及应用研究[D]. 华景秋. 南京林业大学, 2021
- [9]微生物絮凝剂的研究现状及发展趋势[J]. 韩宇轩. 海峡科技与产业, 2021(02)
- [10]稀土-铝高分子杂聚絮凝剂的合成表征与性能评价[D]. 王岳能. 东北石油大学, 2020(03)