一、反渗透膜处理工业废水工艺中CaSO_4结垢问题研究（论文文献综述）
袁宗海[1]（2021）在《全厂废水零排放对石膏结晶的影响》文中提出随着人们环保意识的提升,社会对工业废水排放越来越重视,火电厂作为工业废水排放大户,必将成为人们关注的焦点,因此,改善全厂废水排放已是大势所趋。目前,火电厂都在倡导废水梯级利用,提高全厂废水回用率,减少最终废水排放量,通过蒸发结晶实现废水零排放,但脱硫系统作为废水梯级利用的末端,将承受全厂各种高盐废水带入的杂质,这些杂质会降低浆液品质,影响脱硫过程,对脱硫系统稳定运行带来隐患。本文主要通过实验室搭设石膏结晶实验台架,控制反应器中添加物质,模拟脱硫系统石膏结晶,并对石膏晶体进行激光粒度和SEM分析。结果显示:随着氯离子浓度升高,石膏晶体诱导时间延长,生长过程也受到抑制,粒径降低,脱水过程中氯离子与钙离子结合为六水氯化钙,增加石膏含水率,降低石膏品质;硫酸根离子浓度升高,有效提高反应溶液中硫酸钙过饱和度,使结晶诱导时间大幅提前,高浓度硫酸根离子有效促进石膏晶体b轴方向生长,使石膏晶体由板状成长为柱状,晶体粒径增大;金属阳离子Fe3+、Al3+、Mn2+、Zn2+、Ni2+等加入反应溶液中,对结晶诱导时间没有影响,但金属离子可以附着在晶核表面或取代钙离子嵌入石膏晶体中,影响后续晶体在该方向的生长,使晶体形貌呈现针状,粒径显着降低。其次,通过实验分析了添加晶种和有机酸后对石膏晶体的影响,结果显示:添加石膏晶种后,反应溶液中钙离子和硫酸钙离子更容易在晶种表面生长,有效促进晶体粒径生长。在添加晶种的同时加入有机酸,可进一步提高晶体粒径,尤其是柠檬酸和柠檬酸三钠,可使晶体粒径增大17～19μm。有机酸中含有大量羟基,提高了钙离子吸附有机酸的概率,从而促进晶体发生畸变,有利于大颗粒晶体形成。最后,结合上述实验结论,对某厂废水量排放改造后的脱硫系统进行优化。通过脱硫水平衡计算,结合该厂盐平衡和水平衡报告,定量分析高盐废水带入脱硫系统中的杂质,对给水进行优化,提高石灰石品质,加强运行参数优化,加入适当的晶种和有机酸,保证脱硫系统石膏结晶过程的可靠性,避免出现浆液拉稀、脱水困难等问题。
温杨斌[2]（2021）在《新型纳米球形聚电解质刷反渗透膜阻垢剂的开发研究》文中认为在可持续发展和环境保护备受瞩目的今天,反渗透（Reverse Osmosis,RO）膜水处理技术作为水资源短缺和水污染问题的解决方案在水处理行业得到了广泛的应用。反渗透膜污染问题是制约反渗透膜水处理技术发展应用的重要因素,膜污染在降低反渗透膜水处理效率的同时缩短了反渗透膜的使用寿命,添加反渗透膜阻垢剂是减轻和阻止膜污染现象最为简单有效的方法。目前,国内阻垢剂市场主要被价格昂贵的进口阻垢剂产品占据,因此研制无磷、绿色、高效、经济的新型国产反渗透膜阻垢剂对于我国水处理行业的发展具有重大意义。本文首先以纳米球形聚电解质刷为模板,苯乙烯和丙烯酸单体为原料,采用常规乳液聚合和光乳液聚合的方法研发出一种聚羧酸类新型纳米球形聚电解质刷反渗透膜阻垢剂（Spherical polyelectrolyte brush antiscalant,SPBA）。通过动态光散射（DLS）和透射电镜（TEM）对SPBA进行表征,结果表明SPBA是一类具有核壳结构的高分子组装体,其平均粒径为127nm,具有规整的形貌、窄的粒径分布和良好的分散性。采用全循环动态阻垢评价方法对SPBA的阻垢性能进行评价,结果表明SPBA的阻垢性能比行业中最好的进口阻垢剂ASD-200更加出色,完全可以作为国产反渗透膜阻垢剂替代进口产品。同时研究了水质硬度、温度、链长、质量浓度等因素对于SPBA阻垢效果的影响,并对SPBA的阻垢机理进行了初步探索。在此基础上,通过对SPBA的实验方案进行工艺简化及优化,选择合适的反应器型式进行规模为5L的中试合成实验。阻垢性能评价实验结果表明,采用自主设计的石英管光反应器制备的中试产品SPBA-3具有与实验室小试样品SPBA等效的阻垢性能,其现场实验的阻垢效果较进口阻垢剂ASD-200提升了 10%,生产成本却仅为ASD-200价格的20%～30%。以纳米球形聚电解质刷为模板开发反渗透膜阻垢剂具有重要的研究价值、广阔的市场前景和可观的经济效益,本文的研究成果为SPBA的实际应用和工业化生产提供了重要参考依据。
王栋[3]（2021）在《高性能正渗透膜制备及其在页岩气废水中的应用》文中认为正渗透技术作为一种渗透压驱动的新型膜分离技术,因其操作简便、环境友好、污染倾向低等优点受到了广泛关注,被广泛应用于海水及苦咸水淡化、农田灌溉、药物分离等领域。聚酰胺复合（TFC）正渗透膜在实际应用过程中存在着严重的内浓差极化（ICP）以及TFC膜固有的水通量与截盐率之间的“上限平衡”限制了正渗透技术的实际应用。此外,正渗透膜的膜污染也会影响正渗透膜的性能,缩短膜材料的使用寿命,增加清洗和实际操作成本。针对上述问题,本研究利用碳纳米管（CNT）作为中间层,制备出具有三层结构的高性能纳米复合正渗透膜,并系统研究了正渗透在页岩气废水处理中的应用及正渗透过程中的无机结垢现象。具体研究内容如下:将多巴胺（DA）修饰的碳纳米管分散液,通过抽滤沉积在聚醚砜（PES）超滤支撑层上,构筑正渗透膜的中间层结构。对石墨相氮化碳（gCN）进行酸化,制备得到具有优异分散性、尺寸更小的酸化石墨相氮化碳（aCN）。进一步采用共沉淀法,在aCN表面生成磷酸银（AP）颗粒,从而获得具有抑菌性能的aCN/AP复合材料。将aCN/AP分散于邻苯二胺水溶液中,使其与间苯三甲酰氯油相在CNT中间层表面发生界面聚合反应,生成聚酰胺分离层,从而获得具有三层结构的复合正渗透膜。以1M氯化钠溶液为汲取液,去离子水为原液,TFN-CNT6-aCN/AP0.5正渗透膜的水通量达到67.0 L·m-2·h-1,反向盐通量低于3.0 g·m-2·h-1。以牛血清蛋白和腐殖酸为模型污染物,进行污染性能测试,复合正渗透膜展现了良好的抗污染的能力,在进行连续24 h的污染实验后,TFN-CNT6-aCN/AP0.5正渗透膜对牛血清蛋白和腐殖酸的污染恢复率分别达到61.7%和80.7%。此外,复合正渗透膜对革兰氏阴性的大肠杆菌和革兰氏阳性的金黄葡萄球菌,均表现出优异的抑菌性能,抑菌率分别达到99.0%和92.0%。在用正渗透处理实际废水过程中,无机结垢会使得正渗透膜水通量下降,并缩短正渗透膜的使用寿命。本研究将正渗透应用于页岩气废水处理,分别进行了模拟页岩气废水和实际页岩气废水的正渗透处理实验,并系统研究了反向盐扩散对膜面无机结垢的影响。选取氯化钠、硫酸钠、硫酸铵为汲取液,探究了不同温度、流速、膜面朝向等操作条件下正渗透膜表面硫酸钙结垢的影响,从而确定了最优的操作条件。在最优工况条件下研究反向盐扩散对硫酸钡结垢以及硫酸钡结垢、硫酸钙结垢共存时的影响。并用正渗透对实际页岩气废水进行了处理,分析了真实膜过程中的无机结垢情况,为页岩气废水的正渗透处理和资源化利用提供了理论和技术支持。综上所述,本文从正渗透膜的瓶颈问题出发,制备了具有高选择渗透性和优异抑菌抗污染能力的三层结构复合正渗透膜。并将正渗透技术用于页岩气废水处理,考察了处理过程中的无机结垢现象,揭示了反向盐扩散对正渗透膜结垢的影响,为正渗透膜的开发和应用提供了新的思路,推动了膜分离和膜法水处理技术的发展。
王通军[4]（2021）在《正渗透法处理脱硫废水及膜表面改性的研究》文中指出烟气脱硫（FGD）废水由于易结垢、含盐量高等特点而成为工业上最难处理的废水之一。目前,膜分离技术已经广泛应用在FGD废水的处理领域。依靠渗透压差驱动的正渗透技术具有低能耗、膜结垢倾向低和出水水质高的特点,这使得正渗透膜分离技术在处理脱硫废水领域拥有巨大的潜能。本文研究了正渗透法处理脱硫废水的膜污染机理、操作参数对分离效果的影响以及膜清洗和膜表面功能化对分离效果的影响。具体内容和主要结论如下:首先,本文研究了正渗透过程中渗透时间、膜取向、汲取液渗透压、实验温度、搅拌速度等参数对膜处理FGD废水产生的水摩尔通量、膜对FGD废水中Mg2+、Ca2+、SO42-和Cl-离子分离度以及膜表面结垢指数的影响。结果表明随着时间的增加水摩尔通量和离子分离度逐渐减小,膜表面结垢指数增加。分离层面向进料液产生的膜结垢较低,汲取液渗透压的增加有利于提高水摩尔通量和离子分离度,但也产生了较高的膜结垢指数。温度升高使得水摩尔通量和膜结垢指数增大,离子分离度降低。增大转速对水摩尔通量和离子分离度的增加以及膜表面结垢指数的降低产生了积极作用。正渗透过程中膜对水与Mg2+、Ca2+、SO42-和Cl-离子分离度大小依次为:SO42->Mg2+>Ca2+>Cl-。接着,通过SEM、XRD、TGA、XPS、ATR-FTIR等方法确定膜污染的组成为石膏（CaSO4·2H2O）和方解石(Mg0.03Ca0.97（CO3）、Ca CO3)。结垢机理为分离层上SO42-、Mg2+、Ca2+、CO32-等离子浓度过饱和而析出,其中Ca2+与膜表面羧基官能团之间的相互作用加速了CaSO4·2H2O预核化晶体的形成,TFC膜表面逐渐形成石膏结垢层。针对无机结垢进行了膜清洗探究。结果表明,先酸后碱洗的清洗效果>酸洗>碱洗>DI水洗。先酸后碱洗和酸洗后的膜的水摩尔通量恢复率均超过95.0%。先酸后碱洗后的膜对SO42-、Mg2+、Ca2+、Cl-离子分离度的恢复率分别为99.73%、97.96%、97.54%、99.30%。其次,本文利用多巴胺在Tris-HCl缓冲溶液中氧化聚合生成亲水性聚多巴胺（PDA）层的方法对TFC膜分离层进行涂覆改性。通过SEM、XPS、AFM、ATR-FTIR和接触角测量仪等分析改性后的膜分离层化学结构、形貌和亲水性的变化。结果表明,改性膜分离层亲水性基团（-C=O、-NH2、-OH）增多,粗糙度降低,PDA层成功涂覆在膜分离层表面。其中,多巴胺（DA）单体浓度为0.08 mmol/L时的涂覆膜（TFC-3膜）的正渗透性能最佳,其正渗透过程的水摩尔通量比原始膜提高了52 mol/（m2·h）,TFC-3膜的选择性是原始膜选择性值的3倍。通过以FGD废水为渗透液进行改性前后的膜表面结垢和物理清洗实验。结果表明,TFC-3膜表现出比原始膜更高的水摩尔通量和更低的膜结垢指数（10%）,TFC-3膜对FGD废水中SO42-、Mg2+、Ca2+、Cl-离子的分离度是TFC-0膜的2倍。物理清洗结果表明,TFC-3膜的水摩尔通量恢复率比原始膜的水摩尔通量恢复率高12.52%。探究了PDA层在不同pH环境下的稳定性,研究发现PDA层在酸性和中性环境下稳定存在,而在强碱性（pH≥9）的溶液中PDA层稳定性较差。
刘茂举[5]（2020）在《磷酸铁生产废水的反渗透膜处理及回收利用》文中进行了进一步梳理工业废水一直是水体污染的主要来源,随着人们环境意识的不断提升,对工业废水的排放要求也越来越高,同时对废水治理技术不断提出新的挑战。将工业废水循环利用和零排放,实现绿色化生产,已成为未来工业生产的发展方向和目标。工业废水的传统处理方法以沉淀法、吸附法、生物法、蒸发浓缩技术等为主,但是这些方法都难以达到工业废水的循环利用和零排放要求。近十几年来,随着新储能材料、移动储能技术和电动汽车的不断发展,对磷酸铁锂正极材料的需求急剧增加。磷酸铁是生产磷酸铁锂的最重要的原材料之一,因此市场对磷酸铁的需求也十分旺盛。电池级磷酸铁的生产原料主要是硝酸铁、氯化铁、硫酸铁,为降低生产成本,以钛白粉生产过程产生的副产品硫酸亚铁也成为了生产磷酸铁的重要原料。以硫酸亚铁生产磷酸铁的过程中产生大量的含硫酸根、磷酸根、钠离子等杂质离子的废水,直接排放会造成严重环境污染。为减少废水排放,使废水得到循环利用,本文采用反渗透技术对生产电池级磷酸铁的废水进行了零排放工艺设计,同时采用滤液和浓缩液的混合液制备了硫酸钙晶须和磷酸铁。考察了操作压力、料液浓度、温度、p H值等因素对膜分离过程的硫酸根和磷酸根截留率、膜通量和产水率的影响。研究了不同的原料液浓度、反应温度、不同形貌控制剂浓度对硫酸钙晶须形貌以及长径比的影响,对制备的硫酸钙晶须进行了SEM、XRD、TGA表征,以制备的硫酸钙晶须作为填充物料,制备硫酸钙晶须/PVC复合材料,研究不同的硫酸钙晶须填充量对复合材料的力学性能的影响。初步考察了磷酸铁的防锈性能。主要研究结果如下:1.在所考察的工艺条件范围内,反渗透膜对硫酸根、磷酸根均有很高的截留性能,达到99.2%以上,操作压力、料液浓度和温度对膜通量和产水率有显着影响,p H值对膜通量和产水率影响较小。确定最佳的工艺条件为:进水压力0.6 MPa、废水硫酸根、磷酸根浓度0.01～0.02 mol·L-1,温度25～30℃、p H6～8。2.在形貌控制剂R的质量浓度为0.1～1.0%范围均可制备得到硫酸钙晶须,为宽度约1-5μm,长径比20～30的二水硫酸钙（CaSO4?2H2O）。最佳制备工艺条件为:SO42-浓度0.3 mol/L、反应温度80℃。3.作为填充物料制备的硫酸钙晶须/PVC复合材料的力学性能比未添加的PVC材料有显着提高。与填充相同量的碳酸钙/PVC复合材料进行对比时,结果表明,碳酸钙和硫酸钙晶须的复合材料的抗冲击强度性能相当,硫酸钙晶须/PVC复合材料的拉伸强度、断裂伸长率以及弯曲模量比PVC分别提高了46.8%、40.6%、50.3%,增加幅度优于碳酸钙。4.磷酸铁防锈性能比对照的三聚磷酸铝的防锈性能略差,但仍表现出良好的防锈性能。
侯郊[6]（2020）在《铅锌冶炼高盐废水零排放系统设计改造及应用研究》文中认为随着铅锌冶炼行业日益激烈的市场竞争,铅锌冶炼企业面临相关企业先进冶炼技术封锁和国家环保方面的高标准、严要求,但现有企业废水处理系统仍存在一定的问题,如氟离子、氯离子和钠离子因富集升高而导致管道系统腐蚀和结垢。因此,合理有效的建立高盐废水零排放系统已迫在眉睫。这项高盐废水零排放系统的建立,可有效促进公司生产和经营模式的更新升级,有利于提高公司的废水利用率,促进公司资源利用效率的提升,更进一步提升公司核心竞争力。本论文通过对某公司现有废水处理系统的实地考察和分析,发现该公司废水处理难度大,且地处环境敏感区,废水中的氟离子、氯离子、钠离子因富集升高给企业生产带来一系列的难题。在当前国家提倡的绿色冶金局势下,推动铅锌冶炼高盐废水零排放系统的建设对企业来说是很有必要的。该系统的设计主要集中在设计进、出水水质,设计处理能力,设计工艺流程和主要设备。本文在某公司废水处理系统的基础上,合理控制投资和运行成本,新增离子交换器及配套设施,新增电渗析装置及配套设施,新增蒸发结晶和盐硝分离系统,配套冷却水系统、钢结构厂房,新增设备安装土建基础、地坪硬化,新增项目配套的管路、电气和仪表控制系统,使铅锌冶炼高盐废水零排放系统与该公司早期的废水处理系统能够紧密配合,并且废水处理效果得到极大的提高。该系统实施后,可实现该公司废水处理系统中氟离子、氯离子、钠离子的有效开路,现有生产中水经过本系统蒸发结晶处理后,产水水质中氟的含量可以降到含氟<8mg/L,含氯<50 mg/L,钠含<100 mg/L,总硬度<50 mg/L,其余指标达到地表水三类标准。氟、氯、钠离子的浓度大幅降低,可有效延缓管道及设备腐蚀,大幅降低管道及设备维护、修理成本,由此可以看出铅锌冶炼高盐废水零排放系统确实解决了该铅锌冶炼公司废水难处理的难题并给公司带来了可观的收益。
李琨[7]（2020）在《纳滤分离煤化工浓盐水的效能及膜污染机理研究》文中研究表明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。
杜璞欣[8]（2020）在《电渗析法处理钽铌生产废水的工艺条件与氟的回收利用》文中研究说明工业生产中产生的含氟废水分为两大类,有机含氟废水和无机含氟废水。有机含氟废水主要来源于氟橡胶、氟塑料和树脂工业,这类废水氟浓度不高,毒性强,可生化性差,但排放量较少。无机含氟废水来源广泛,成分和性质复杂,萤石选矿、有色金属冶炼、铝电解、半导体生产、光伏发电、磷肥化工等行业都会产生高浓度的含氟废水。这些废水中的氟能够以氟化物的形式沉淀分离,回收氟化盐有助于缓解我国萤石矿开采过度,中高品位矿储量不足导致的氟化盐资源短缺状况。因此,实现含氟废水的资源化具有重要意义。本课题研究的含氟碱性废水为无机含氟含氨氮废水,主要来源于钽铌湿法冶炼,废水中的氟化物（以F计,以下简称F或F-）和SO42-浓度范围为5～10g/L,NH3-N范围为8～15g/L,pH在8.5～9.2之间。对于这种高氟高氨氮废水,常规处理方法是经过石灰沉淀后,吹脱氨氮法处理,但废水经过石灰沉淀后产生了大量CaF2和CaSO4混合渣,混合渣中CaSO4含量较高,难以利用,造成氟资源的大量流失,沉淀尾液中的Ca2+含量过高,无法回用,并会导致脱氨塔结垢,从生产需求来看,必须在吹脱前除去残留的Ca2+。本论文采用电渗析法处理钽铌废水,电渗析具有淡化浓缩的双重效果,可以将电渗析产生的淡水回用到生产,浓水进行氟的资源化处置,实现了氟和氨氮的回收利用。本研究使用合金膜电渗析法处理钽铌废水,考察了电压、循环流量、pH值、初始F-浓度和初始SO42-浓度对F-去除效果的影响,同时也考察了合金膜处理钽铌废水的极限电流密度、浓缩氟的能力、电渗析稳定性以及膜污染情况。实验结果表明,电压为20V、循环流量为2.5L/min,钽铌废水经过30min电渗析处理,淡水的 F-浓度为 126.51 mg/L、SO42-浓度为 34.78 mg/L、NH3-N 浓度为 1639.71mg/L,F-去除率为97.53%,SO42-去除率为99.36%,NH3-N去除率为83.24%,淡水产率为81.25%,淡水可以直接回用到洗涤车间,浓水的F-浓度为8165.95mg/L、SO42-浓度为9020.53mg/L、NH3-N浓度为15106.72mg/L。在优化条件下处理钽铌废水,极限电流密度为0.385mA/cm2,极限电压值为35V,能耗为24Wh/L。在极限电压值内,电渗析可将钽铌废水中的F-浓缩至16894.56 mg/L,为初始浓度的3.3倍。经过10次电渗析循环,合金膜对F-去除率仅下降了0.8%,膜通量减少0.82%,这说表明电渗析处理钽铌废水时,整体运行较为稳定。接着从水合半径、电荷数量、水合自由能、电渗析原理和复杂溶液体系间的离子相互作用这几个方面分析了合金膜对F-和SO42-的分离机制,指出合金膜对SO42-的优先渗透选择性原因是F-的渗析作用和反离子之间排斥作用的共同结果。研究最后提出了浓水资源化的工艺路线,即将LiOH-H2O加入到经过两段电渗析浓缩后的钽铌废水中,以LiF的形式回收氟资源。研究结果表明:在优化的实验条件下,由二段浓缩液中的F-生成的LiF沉淀,经过计算,收率可达84.52%,浓水氟的整体回收率达到79.45%。产品经过XRD表征、XRF以及原子吸收光谱分析,其XRD分析峰图与标准LiF卡片峰图吻合,其纯度满足《氟化锂》（GBT 22666-2008）的标准。本研究为钽铌废水的回收利用提供理论思路和指导依据,也为钽铌废水的资源化开辟新思路和新方法,同时也丰富了合金阴阳离子交换膜处理实际废水的案例应用,为合金膜的工业推广奠定坚实的研究基础。
苏春雷[9]（2020）在《高通量/抗结垢纳米纤维膜的制备及其膜蒸馏脱盐性能研究》文中认为近年来,社会和经济的发展一方面增加了对能源和水资源的需求,另一方面也加剧了对水环境的污染。膜蒸馏技术可以利用低品位的余热和废热对难处理的高盐废水进行处理得到高品质淡水,在减少水体环境污染的同时,还有助于缓解水资源匮乏和能源危机。膜蒸馏（Membranedistillation,MD）技术用于处理高浓盐水的工业化应用还需要解决的关键问题是提高膜通量以及克服膜结垢和润湿。本研究从材料创新的角度出发,利用纳米纤维膜的高孔隙率、高粗糙度和再凹陷结构的特点,通过结构改进、性能强化以及表面改性,制备了高通量率、抗结垢、抗润湿的新型纳米纤维膜用于实现高效和稳健的膜蒸馏过程,推动膜蒸馏过程的实际应用,主要研究内容和结果如下:（1）结合纳米纤维膜的高孔隙率和中空纤维膜高填充密度的优点,设计和制备了一种新型的基于纳米纤维组装的中空纤维膜（Nanofibers covered hollow fiber membranes,N-HFM）。进一步利用非旋转线电极作为接收器,开发了可以适用于连续化和规模化制备N-HFM的新技术,且通过对纺丝过程纤维运动轨迹的研究,探讨了该技术将纳米纤维组装为N-HFM的基本原理。通过对纺丝过程条件参数的系统性研究,发现要制备结构和形貌理想的N-HFM,需要严格调控纺丝过程正、负电压和纺丝液给料流速的大小。得益于高孔隙率,N-HFM的通量远高于其他传统方法制备的中空纤维膜和平板膜。（2）针对纳米纤维膜普遍存在的纤维堆积松散、孔径分布不均匀、机械强度差的不足,开发了一种增强纳米纤维机械强度和调控孔径分布的快捷方法:稀溶剂焊接法。主要原理是利用聚合物的非溶剂组分稀释其溶剂组分得到混合溶液（焊接液）,使混合溶液对聚合物在室温下不溶解,而在加热后局部微溶来对纤维进行焊接和孔径分布重排。研究了焊接液组成、焊接温度和时间对焊接效果的影响,对比了焊接前后膜的形貌、孔径分布、孔隙率、机械强度、热分解曲线、结晶度和晶型等性质的的变化。研究表明稀溶剂焊接法是一种快捷的提高纳米纤维膜机械强度和孔径分不均匀性的后处理方法。膜蒸馏测试发现经过焊接处理后的N-HFM膜和处理前相比,通量变化不大,但是过程稳定性大大提高。（3）以水溶性的聚氧乙烯（Polyethylene oxide,PEO）作为聚四氟乙烯（Polytetrafluoroethylene,PTFE）的载体,通过非旋转线电极静电纺丝和烧结制备了纯PTFE材质的N-HFM膜。研究得出纺丝液中PEO和PTFE最优质量比为8/92。研究了不同烧结温度对膜形貌、化学性质、疏水性和机械强度等的影响。所制备的PTFE材质的N-HFM膜的膜蒸馏通量分别为商业和文献报道的PTFE中空纤维膜通量的4.6～8.8和3.6～11.6倍,且在长时间的变温度、料液流速和盐浓度的实验中也表现了非常稳定的性能,证明该膜具有较大的实际应用前景。（4）针对膜蒸馏处理高浓盐水时存在的膜结垢问题,开发了一种基于电纺丝/喷雾技术（ES2）和蒸汽焊接方法制备高通量和抗结垢污染的纳米纤维滑移膜。ES2工艺通过同步层层沉积纳米纤维和具有多级粗糙的结构微球,形成独特的纳米纤维缠绑微球结构,通过焊接后纳米纤维和微球之间形成紧密的粘结,增强了膜的强度和疏水稳健性。盐溶液浓缩实验显示,所制备的滑移膜相对于作为参照的疏水膜具有显着的缓解无机盐结垢污染的能力。基于滑移膜表面在水下存在的被束缚的气层,提出了使溶液处于Cassie-Baxter状态（低滚动角）的超疏水膜（或称滑移膜）用于缓解膜结垢的三种作用机理:减少液-固接触面积,降低膜面形成异相结晶的倾向,减少溶液中离子和膜面相互作用时间。（5）针对疏水膜在处理含有低表面能物质的高浓盐水同时存在的膜润湿和膜结垢问题,提出通过复合表面改性（同时赋予膜滑移性和全疏性）来实现膜蒸馏稳定处理这类复杂废水。通过在具有再凹陷结构的纳米纤膜基膜上真空过滤涂覆氟化聚倍半硅氧烷（Fluoride-propyltriethoxysilane,F-POSS）和聚二甲基硅氧烷（Polydimethylsiloxane,PDMS）混合溶液,制得一种同时具备低滚动角和全疏性表面的膜（或称滑移-全疏膜）。该膜在膜蒸馏处理含有低表面能物质的高浓盐水过程中展现了高度的抗结垢和抗润湿性能。
刘世念[10]（2020）在《臭氧牡蛎壳生物固定床-MBR处理城镇污水厂尾水用于火电厂及优化用水的研究》文中研究表明火电厂既是工业用水大户,也是废水排放大户。自2015年起,国家环保政策法规要求具备使用再生水条件但未充分利用的火电项目,不得批准其新增取水许可。火电厂与所在地区分抢淡水资源,以水限电、以水定电日益严重。水资源紧张已凸显为我国火电发展的瓶颈。在此背景下,火电企业迫切需要通过开发城镇污水厂尾水深度处理技术以开辟水源,并通过优化厂内用水以节约用水,形成经济实用的火电厂工业用水技术体系,系统解决火电厂面临的用水难题。臭氧氧化反应可快速破坏大分子有机污染物的结构,将难降解有机物转变为可生化性小分子物质,而臭氧氧化生成的新鲜氧则有利于后续的好氧生物处理。生物固定床具有高效、稳定、操作简便、易实现连续运行及自控等优点,针对寡营养的城镇污水厂尾水,采用微生物友好的牡蛎壳填料生物固定床可最大限度维持生物反应的微生物量,确保生物处理的稳定运行。膜生物反应器（MBR）对胶体悬浮物（SS）、有机质等具有良好的截留作用。据此,本论文提出了臭氧-牡蛎壳生物固定床–MBR（Ozone-oyster shell biological fixed bed reactor-MBR,简称OOFBR-MBR）城镇污水厂尾水深度处理工艺,尾水经该工艺处理后用作火电厂工业用水原水;从运筹学角度,提出了火电厂优化用水策略,编制了基于回用水质标准、水平衡模型与分质用水的火电厂优化用水技术方案。开展了工艺及工艺机理、应用方案等研究,得到主要研究结果如下:采用OOFBR-MBR工艺深度处理城镇污水处理厂一级B标准的尾水,主要影响因素为臭氧投加量和水力停留时间（HRT）。随臭氧投加量的增加,OOFBR和OOFBR-MBR的COD和TP去除率均呈先增加后减小的趋势,COD最大去除率分别为66%和83%,TP最大去除率分别为58%和65%;NH4--N去除率不断增加。随进水流量增加,OOFBR和OOFBR-MBR的COD和TP呈先增加后减少的趋势,COD最大去除率分别为45%和73%,TP最大去除率分别为27%和43%;OOFBR的NH4--N去除率迅速下降,而MBR的NH4--N去除率仍保持很高,平均去除率达92%。OOFBR-MBR适宜的工艺参数为,臭氧投加量40～70mg/L;进水流量3～6L/h（HRT 25～50h、容积负荷0.0096～0.019 kg COD/（m3·d））,最大冲击负荷为0.0192kg COD/（m3d）。对达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级B标准的尾水,在臭氧投加量70 mg/L、HRT 25h（进水流量6 L/h）的条件下,OOFBR工艺段对COD、NH4--N、TP和浊度去除率分别可达66%、90%、45%和68%;MBR工艺段对COD、NH4--N、TP和浊度去除率分别可达41%、87%、15%和91%;OOFBR-MBR联合工艺对COD、NH4--N、TP和浊度去除率分别可达81%、99%、65%和97%。尾水经过OOFBR-MBR处理后,出水p H为7.47～7.85,浊度<0.2 NTU,COD<9mg/L、NH4--N和TP均<0.3 mg/L,优于火电厂锅炉补给水系统的RO装置进水水质要求。气相色谱-质谱联用（GC-MS）水质分析以及氮平衡计算结果表明,OOFBR-MBR系统对于城镇污水厂尾水中碳氮磷具有很高的转化效率。OOFBR中先是臭氧氧化难降解有机物为可生化性小分子有机物后,被牡蛎壳上的生物膜降解掉,MBR除了有效截留残留的有机物和胶体悬浮物（SS）外,还能进一步去除残留的NH4--N和COD。约90%的NH4--N在OOFBR中被好氧氨氧化菌和亚硝化细菌转化为亚硝酸盐氮,再进一步氧化为硝酸盐氮,产生硝酸盐氮在OOFBR-MBR反硝化作用下部分（约15%）转化为氮气。TP通过聚磷菌（PAOs）好氧吸磷形成富集污泥,并随着污泥的排出实现TP的去除。采用16Sr RNA基因高通量测序分析了OOFBR-MBR内微生物群落结构特征。投加臭氧前后,OOFBR和MBR反应器污泥中菌群丰度发生显着变化,OOFBR菌群保留了原污泥中29.2%的OTU（Operation taxonomy units,简称OTU）,总OTU数目相对减少了28.5%,MBR中则保留31.3%的OTU,总OTU数目变化不大,臭氧对OOFBR-MBR中的微生物有明显的选择作用。OOFBR内异常球菌-栖热菌（Deinococcus-Thermus）以及浮霉状菌（Planctomyctes）细菌显着增加,有9种高丰度菌或对去除有机物污染物贡献较大,而MBR内厚壁菌（Phylum Firmicutes）、放线菌（Actinobacteria）以及浮霉状菌（Planctomyctes）细菌显着增加。OOFBR-MBR内的主要好氧氨氧化菌为亚硝化螺菌（Nitrosospira）,亚硝酸盐氧化菌主要为硝化弧菌（Nitrospira）、硝化细菌属（Nitrobacter）,反硝化菌则主要包括根瘤菌（Bradyrhizobium）、生丝微菌（Hyphomicrobium）等菌属。针对水中残留难降解有机物、NH4--N和TP等污染物,OOFBR-MBR的优化调控策略为,在适宜的范围内,当进水COD、NH4--N和TP升高时,宜增加臭氧投加量,提高难降解有机物的转化率及溶解氧;延长HRT以延长微生物的接触时间,有利于臭氧抗性微生物的积累和生物降解,从而提高COD、NH4--N和TP去除率;当进水COD、NH4--N和TP降低时,宜相应减少臭氧投加量和缩短HRT,保证各污染物指标在OOFBR-MBR各反应器中的高效去除。针对水资源短缺的现状以及火电厂耗水量大的特点,推荐了OOFBR-MBR城镇污水厂尾水深度处理工艺;针对火电厂用水流程复杂、水质要求差别大的特点,通过分析火电厂水量分配、消耗及排放之间的平衡关系,建立了优化的水平衡模型;从运筹学角度,制定了一种多水源及多用户之间配水优化方案,提出了火电厂一水多用、梯级使用、循环利用的用水系统运维策略,以及用、排水系统节水,分类处理分质回用含盐废水等优化用水技术措施。以湛江某2×600MW电厂为例,达标城镇污水厂尾水经OOFBR-MBR系统深度处理后,完全满足火电厂工业用水水质要求。采用优化用水技术方案后,全厂总取水量可从6849m3/d下降至3560m3/d,平均单位发电量取水量可从0.297m3/（MW·h）降低至0.143 m3/（MW·h）,末端废水外排水量为512 m3/d。工程投资为7672.61万元,项目年化收益为1187.5万元,投资回收期为6.46a。
二、反渗透膜处理工业废水工艺中CaSO_4结垢问题研究（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、反渗透膜处理工业废水工艺中CaSO_4结垢问题研究（论文提纲范文）
（1）全厂废水零排放对石膏结晶的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 废水零排放背景 |
| 1.2 火电厂废水处理工艺 |
| 1.2.1 基本原则和处理思路 |
| 1.2.2 高盐废水处理工艺 |
| 1.2.3 对脱硫系统的影响 |
| 1.3 本文研究内容 |
| 第2章 废水对脱硫过程的影响 |
| 2.1 电厂废水种类及品质 |
| 2.2 废水对脱硫环节的影响 |
| 2.2.1 对SO_2吸收的影响 |
| 2.2.2 对CaCO_3溶解的影响 |
| 2.2.3 对CaSO_3氧化的影响 |
| 2.2.4 对CaSO_4结晶的影响 |
| 2.3 石膏结晶的影响因素 |
| 2.3.1 脱硫浆液成分分析 |
| 2.3.2 运行的影响因素 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 废水杂质对石膏结晶的影响 |
| 3.1 实验方案 |
| 3.1.1 实验药剂及仪器 |
| 3.1.2 实验方案 |
| 3.2 电厂石膏晶体分析 |
| 3.2.1 SEM分析 |
| 3.2.2 粒径分析 |
| 3.3 氯离子的影响 |
| 3.3.1 SEM分析 |
| 3.3.2 粒径分析 |
| 3.4 高硫酸根离子的影响 |
| 3.4.1 SEM分析 |
| 3.4.2 粒径分析 |
| 3.5 金属离子的影响 |
| 3.5.1 SEM分析 |
| 3.5.2 粒径分析 |
| 3.6 添加剂的影响 |
| 3.6.1 飞灰的影响 |
| 3.6.2 晶种的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 某厂脱硫浆液运行优化 |
| 4.1 某厂脱硫系统介绍 |
| 4.2 该厂废水工艺方案 |
| 4.2.1 废水零排工艺 |
| 4.2.2 工艺补充水分析 |
| 4.3 水平衡计算 |
| 4.3.1 计算方法 |
| 4.3.2 主要参数及结果分析 |
| 4.3.3 水平衡和盐平衡 |
| 4.4 脱硫浆液品质优化 |
| 4.4.1 给水品质控制 |
| 4.4.2 石灰石品质控制 |
| 4.4.3 运行参数优化 |
| 4.4.4 添加晶种和结晶促进剂 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 全文总结 |
| 5.2 本文特色 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（2）新型纳米球形聚电解质刷反渗透膜阻垢剂的开发研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 反渗透膜水处理技术 |
| 1.2.1 反渗透膜水处理技术概述 |
| 1.2.2 反渗透膜污染及防治 |
| 1.3 阻垢剂的研究进展 |
| 1.3.1 天然高分子阻垢剂 |
| 1.3.2 无机聚磷酸盐类阻垢剂 |
| 1.3.3 有机膦酸盐类阻垢剂 |
| 1.3.4 合成聚合物型阻垢剂 |
| 1.3.5 复配型阻垢剂 |
| 1.3.6 绿色阻垢剂 |
| 1.4 阻垢剂的阻垢机理 |
| 1.4.1 晶格畸变 |
| 1.4.2 螯合作用 |
| 1.4.3 分散作用 |
| 1.4.4 双电层作用 |
| 1.4.5 阈值效应 |
| 1.4.6 再生-自解脱 |
| 1.5 阻垢剂性能评价方法 |
| 1.5.1 静态阻垢评价法 |
| 1.5.2 动态阻垢评价法 |
| 1.6 本文研究意义及主要研究内容 |
| 第2章 纳米球形聚电解质刷反渗透膜阻垢剂的合成 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验药品与仪器 |
| 2.2.1 实验药品 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验部分 |
| 2.3.1 合成HMEM |
| 2.3.2 合成PS核 |
| 2.3.3 合成SPBA |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 HMEM的~1H-NMR表征 |
| 2.4.2 SPBA乳液的固含量 |
| 2.4.3 SPBA的粒径及分布 |
| 2.4.4 SPBA的形貌及结构 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 纳米球形聚电解质刷反渗透膜阻垢剂的性能评价 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验药品与仪器 |
| 3.2.1 实验药品 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.3 实验部分 |
| 3.3.1 实验方法及装置 |
| 3.3.2 SPBA的现场应用实验 |
| 3.3.3 碳酸钙垢样的SEM和XRD分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 阻碳酸钙性能 |
| 3.4.2 阻硫酸钙性能 |
| 3.4.3 阻硅酸盐性能 |
| 3.4.4 阻铝离子性能 |
| 3.4.5 阻铁离子性能 |
| 3.4.6 现场实验 |
| 3.4.7 阻垢机理的初步探索 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 纳米球形聚电解质刷反膜阻垢剂的中试生产 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验药品与仪器 |
| 4.2.1 实验药品 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.3 实验部分 |
| 4.3.1 SPBA合成过程的优化 |
| 4.3.2 中试PS核的合成及表征 |
| 4.3.3 中试光反应器的设计与选择 |
| 4.3.4 中试SPBA产品合成及性能评价 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 HMEM的合成工艺优化 |
| 4.4.2 SPBA-1的阻垢性能评价 |
| 4.4.3 SPBA-2的阻垢性能评价 |
| 4.4.4 SPBA-3的阻垢性能评价 |
| 4.4.5 SPBA-3的现场实验评价 |
| 4.5 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 |
| 硕士期间发表论文 |
（3）高性能正渗透膜制备及其在页岩气废水中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 正渗透技术 |
| 2.1.1 正渗透技术的发展 |
| 2.1.2 正渗透技术的影响因素 |
| 2.2 正渗透膜 |
| 2.3 页岩气废水 |
| 2.4 本论文的意义以及研究内容 |
| 2.4.1 论文的意义 |
| 2.4.2 论文的研究内容 |
| 2.5 本文的创新点 |
| 第三章 三层结构复合正渗透膜的设计制备 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验的药品和仪器 |
| 3.2.2 纳米材料和正渗透复合膜的制备及表征 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 材料和膜的表征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 三层结构复合正渗透膜的性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验药品和仪器 |
| 4.2.2 正渗透膜性能测试 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 正渗透膜性能测试 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 正渗透技术处理页岩气废水应用研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验的药品和仪器 |
| 5.2.2 页岩气废水水质指标测定 |
| 5.2.3 正渗透膜无机结垢实验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 实验室模拟废水无机结垢实验 |
| 5.3.2 页岩气废水无机结垢实验 |
| 5.3.3 处理页岩气废水的可行性策略 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间的学位成果 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（4）正渗透法处理脱硫废水及膜表面改性的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 燃煤电厂脱硫废水的现状 |
| 1.1.1 脱硫废水的来源和水质特点 |
| 1.1.2 脱硫废水的排放标准和处理工艺 |
| 1.2 正渗透膜分离技术研究 |
| 1.2.1 正渗透的定义及分离原理 |
| 1.2.2 正渗透膜和汲取液的选择 |
| 1.2.3 正渗透过程的影响因素 |
| 1.3 膜表面污染与污染控制研究 |
| 1.3.1 膜表面污染的研究 |
| 1.3.2 膜表面清洗的策略 |
| 1.3.3 多巴胺涂覆膜表面功能化研究 |
| 1.4 正渗透膜分离技术的应用 |
| 1.4.1 脱硫废水处理的应用 |
| 1.4.2 其他领域的应用 |
| 1.5 课题的研究目的及主要内容 |
| 1.5.1 课题的研究目的 |
| 1.5.2 课题的研究内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验装置 |
| 2.4 FGD废水组成和粒度分析 |
| 2.4.1 FGD废水组成分析 |
| 2.4.2 FGD废水的粒度分析 |
| 2.5 膜表面结垢物表征 |
| 2.5.1 膜表面结垢物扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.5.2 膜表面结垢物的X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.5.3 膜表面结垢物的能谱(EDAX)分析 |
| 2.5.4 膜表面结垢物的热失重(TGA)分析 |
| 2.5.5 膜表面结垢物溶解后的(TOC)和组成分析 |
| 2.5.6 结垢膜X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 2.5.7 结垢膜表面衰减全反射傅里叶红外光谱(ATR-FTIR)分析 |
| 2.6 改性前后膜材料结构表征 |
| 2.6.1 膜表面扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.6.2 膜表面X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 2.6.3 膜表面衰减全反射傅里叶红外光谱(ATR-FTIR)分析 |
| 2.6.4 膜表面接水触角(WCA)分析 |
| 2.6.5 膜表面粗糙度(AFM)分析 |
| 2.7 TFC膜正渗透法处理FGD废水的分离效果测定 |
| 2.7.1 水摩尔通量的测定 |
| 2.7.2 渗透过程膜对Mg~(2+)、Ca~(2+)、SO_4~(2-)和Cl~-分离度的测定 |
| 2.7.3 汲取液中Mg~(2+)、Ca~(2+)含量的测定 |
| 2.7.4 汲取液中SO_4~(2-)含量的测定 |
| 2.7.5 汲取液中Cl~-含量的测定 |
| 2.7.6 膜表面结垢指数的测定 |
| 2.8 实验参数对正渗透过程的分离效果的影响 |
| 2.8.1 渗透时间对渗透过程的影响 |
| 2.8.2 膜分离层朝向对渗透过程的影响 |
| 2.8.3 汲取液渗透压对渗透过程的影响 |
| 2.8.4 实验温度对渗透过程的影响 |
| 2.8.5 搅拌速度对渗透过程的评估 |
| 2.9 膜表面清洗方法的研究 |
| 2.10 改性前后膜的渗透性能和耐污性研究 |
| 2.10.1 不同多巴胺(DA)涂覆浓度下TFC膜的正渗透性能测定 |
| 2.10.2 不同汲取液渗透压下TFC膜的正渗透性能测定 |
| 2.10.3 不同汲取液种类下TFC膜的正渗透性能测定 |
| 2.10.4 改性前后膜表面耐污性实验 |
| 2.10.5 改性前后膜表面的结垢清洗实验 |
| 2.11 聚多巴胺(PDA)涂层稳定性的测定 |
| 第三章 正渗透法处理FGD废水的实验参数和膜表面污染的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 FGD废水水质分析 |
| 3.3 TFC膜性能参数和膜的预处理 |
| 3.4 不同预处理对脱硫废水的粒径影响 |
| 3.5 实验参数对正渗透过程分离效果的影响 |
| 3.5.1 渗透时间对水摩尔通量的影响 |
| 3.5.2 渗透时间对Mg~(2+)、Ca~(2+)、SO_4~(2-)、Cl~-离子分离度的影响 |
| 3.5.3 渗透时间对膜表面污染的影响 |
| 3.5.4 膜取向对正渗透过程的影响 |
| 3.5.5 汲取液渗透压对正渗透过程的影响 |
| 3.5.6 实验温度对正渗透过程的影响 |
| 3.5.7 搅拌速度对正渗透过程的影响 |
| 3.6 膜表面结垢物的组成分析 |
| 3.6.1 膜表面结垢物的XRD分析 |
| 3.6.2 膜表面结垢物的EDX分析 |
| 3.6.3 膜表面结垢物的TGA分析 |
| 3.7 膜表面结垢的形成机理分析 |
| 3.7.1 结垢膜的SEM分析 |
| 3.7.2 结垢膜的ATR-FTIR分析 |
| 3.7.3 结垢膜的XPS分析 |
| 3.8 不同清洗方式对正渗透分离效果的恢复率 |
| 3.9 本章小结 |
| 第四章 聚多巴胺改性对TFC膜的渗透性能及耐污性的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 TFC膜表面涂覆工艺 |
| 4.3 溶液电导率与浓度关系曲线的拟合 |
| 4.4 改性前后的膜表面结构表征 |
| 4.4.1 不同DA涂覆浓度对膜表面形貌的影响 |
| 4.4.2 不同DA涂覆浓度对膜表面化学性质的影响 |
| 4.4.3 不同DA涂覆浓度对膜表面亲水性的影响 |
| 4.4.4 不同DA涂覆浓度对膜表面化学组成的影响 |
| 4.5 改性前后TFC膜渗透性能的变化 |
| 4.5.1 不同DA浓度对TFC膜正渗透性能影响 |
| 4.5.2 不同汲取液渗透压对TFC膜正渗透性能影响 |
| 4.5.3 不同汲取液种类对TFC膜的正渗透性能影响 |
| 4.6 改性前后膜对FGD废水的耐污性和膜对离子分离度的研究 |
| 4.7 物理清洗对TFC膜的通量恢复率和离子分离度的影响 |
| 4.8 PDA涂覆层稳定性的评估 |
| 4.9 本章小结 |
| 第五章 全文总结及展望 |
| 5.1 全文总结 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
（5）磷酸铁生产废水的反渗透膜处理及回收利用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 膜分离技术概述 |
| 1.3 几种膜分离技术及其应用 |
| 1.3.1 微滤 |
| 1.3.2 超滤 |
| 1.3.3 纳滤 |
| 1.3.4 反渗透 |
| 1.4 反渗透 |
| 1.4.1 原理 |
| 1.4.2 反渗透系统重要参数指标 |
| 1.4.3 操作因素对反渗透膜分离性能的影响 |
| 1.5 膜分离技术的应用 |
| 1.5.1 饮用水处理 |
| 1.5.2 工业废水处理 |
| 1.5.3 海水淡化 |
| 1.6 膜污染 |
| 1.6.1 膜污染原因 |
| 1.6.2 颗粒污染 |
| 1.6.3 有机物污染 |
| 1.6.4 微生物污染 |
| 1.6.5 其他因素 |
| 1.7 膜的清洗 |
| 1.7.1 机械清洗 |
| 1.7.2 化学清洗 |
| 1.8 硫酸钙晶须 |
| 1.8.1 晶须生长机理 |
| 1.8.2 硫酸钙晶须基本性质 |
| 1.8.3 硫酸钙晶须的应用 |
| 1.8.4 硫酸钙晶须的制备方法 |
| 1.9 本文的研究目的与研究内容 |
| 第二章 反渗透膜法处理磷酸铁废水工艺研究 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 膜分离设备图 |
| 2.1.2 试剂与仪器 |
| 2.1.3 废水处理及综合利用工艺流程 |
| 2.1.4 实验装置与流程图 |
| 2.1.5 反渗透膜法处理磷酸铁废水 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 进料压力对反渗透膜分离性能的影响 |
| 2.2.2 进水浓度对膜分离性能的影响 |
| 2.2.3 进水p H值对膜分离性能的影响 |
| 2.2.4 温度对膜分离性能的影响 |
| 2.3 中试废水的反渗透膜处理 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 磷酸铁生产废水制备硫酸钙晶须和磷酸铁 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验常用试剂与仪器 |
| 3.1.2 硫酸钙晶须的制备 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 原料液浓度的选择 |
| 3.2.2 反应温度的选择 |
| 3.2.3 形貌控制剂R浓度的影响 |
| 3.2.4 优化条件下制备的硫酸钙晶须 |
| 3.2.5 硫酸钙晶须的XRD表征 |
| 3.2.6 热重分析(TG) |
| 3.2.7 磷酸铁的防锈性能 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 硫酸钙晶须(CSW)/PVC硬质复合材料的力学性能 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验常用试剂与仪器 |
| 4.1.2 硫酸钙晶须/PVC复合材料的制备 |
| 4.1.3 力学性能测试 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 硫酸钙晶须用量对试样力学性能的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表论文情况 |
（6）铅锌冶炼高盐废水零排放系统设计改造及应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国内研究现状 |
| 1.2.2 国外研究现状 |
| 1.3 文献综述 |
| 1.4 铅锌冶炼高盐废水零排放系统的可行性分析 |
| 1.4.1 铅锌冶炼高盐废水零排放系统的技术基础 |
| 1.4.2 离子交换技术 |
| 1.4.3 气体软化剂软化高硬度水 |
| 1.4.4 电渗析技术 |
| 1.4.5 蒸发工艺 |
| 1.4.6 关键外部条件保障 |
| 1.5 本文主要研究内容 |
| 第二章 理论分析 |
| 2.1 废水处理反应过程动力学 |
| 2.2 二氧化碳降硬机理分析 |
| 2.3 沉降池设计理论分析 |
| 2.4 多效蒸发理论基础 |
| 2.5 三效蒸发系统的工艺机理 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 铅锌冶炼高盐废水零排放系统方案设计 |
| 3.1 铅锌冶炼高盐废水零排放系统方案设计概述 |
| 3.2 铅锌冶炼高盐废水零排放系统的技术方案设计 |
| 3.2.1 设计进、出水水质 |
| 3.2.2 设计处理能力 |
| 3.2.3 钠离子平衡计算 |
| 3.2.4 重金属、砷、氟离子物料平衡 |
| 3.2.5 高盐废水降硬设计 |
| 3.2.6 工艺流程 |
| 3.2.7 主要设备 |
| 3.3 铅锌冶炼高盐废水零排放系统投资估算及风险分析 |
| 3.3.1 铅锌冶炼高盐废水零排放系统的投资估算 |
| 3.3.2 运行成本 |
| 3.3.3 铅锌冶炼高盐废水零排放系统的风险分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 铅锌冶炼高盐废水零排放系统的实施和预期效果 |
| 4.1 铅锌冶炼高盐废水零排放系统的实施难点及解决措施 |
| 4.1.1 系统的实施难点 |
| 4.1.2 解决措施 |
| 4.2 铅锌冶炼高盐废水零排放系统的预期效果 |
| 4.2.1 降低锌湿法系统氯离子效果分析 |
| 4.2.2 降低锌湿法系统氟离子效果分析 |
| 4.2.3 降低锌湿法系统钠离子效果分析 |
| 4.2.4 系统应用后对管道和设备的腐蚀情况分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（7）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 |
（8）电渗析法处理钽铌生产废水的工艺条件与氟的回收利用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 含氟碱性废水 |
| 1.2.1 废水来源和性质 |
| 1.2.2 废水危害 |
| 1.2.3 含氟废水的处理方法 |
| 1.2.4 氨氮废水的处理方法 |
| 1.3 工业废水处理中的膜技术 |
| 1.3.1 反渗透技术 |
| 1.3.2 反渗透技术处理含氟碱性废水的缺陷 |
| 1.3.3 纳滤技术 |
| 1.3.4 纳滤技术处理含氟碱性废水的缺陷 |
| 1.3.5 正渗透技术 |
| 1.4 电渗析技术 |
| 1.4.1 电渗析基本原理和过程 |
| 1.4.2 电渗析离子交换膜 |
| 1.4.3 离子迁移过程 |
| 1.4.4 离子交换膜对离子吸附迁移原理 |
| 1.4.5 电渗析工艺的发展 |
| 1.4.6 电渗析处理含氟废水的案例 |
| 1.5 本课题的研究内容和创新点 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 含氟碱性废水成分 |
| 2.2 电渗析装置与流程 |
| 2.3 合金阴阳离子交换膜性能 |
| 2.4 合金阴阳离子交换膜的结构和制备过程 |
| 2.5 实验原料与仪器 |
| 2.5.1 实验仪器 |
| 2.5.2 实验药品 |
| 2.5.3 实验与分析方法 |
| 第三章 钽铌废水脱氟的工艺条件优化 |
| 3.1 不同操作条件对脱氟的影响 |
| 3.1.1 循环流量对脱氟的影响 |
| 3.1.2 电压对脱氟的影响 |
| 3.1.3 pH值对脱氟的影响 |
| 3.1.4 初始F~-浓度对脱氟效率的影响 |
| 3.1.5 初始SO_4~(2-)浓度对脱氟效率的影响 |
| 3.2 电渗析对SO_4~(2-)和氨氮的去除情况 |
| 3.3 离子交换膜竞争吸附选择性 |
| 3.4 合金膜对F~-和SO_4~(2-)的分离效果及其机制分析 |
| 3.4.1 F~-的渗析作用 |
| 3.4.2 SO_4~(2-)对F~-的排斥作用 |
| 3.4.3 小结 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 电渗析处理钽铌废水的实验研究 |
| 4.1 极限电流密度的计算 |
| 4.1.1 浓差极化现象 |
| 4.1.2 极限电流密度 |
| 4.2 能耗计算 |
| 4.3 F-极限浓缩浓度 |
| 4.4 水迁移体积变化规律 |
| 4.5 合金膜电渗析循环稳定性和膜污染情况 |
| 4.5.1 循环稳定性 |
| 4.5.2 膜通量变化 |
| 4.6 电导率变化规律 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 氟的回收利用 |
| 5.1 尾水资源化工艺路线 |
| 5.2 淡水回用 |
| 5.3 浓水氟的回收 |
| 5.3.1 化学沉淀法回收氟 |
| 5.3.2 整体回收率 |
| 5.3.3 样品的表征 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文成果 |
| 致谢 |
（9）高通量/抗结垢纳米纤维膜的制备及其膜蒸馏脱盐性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 脱盐技术概述 |
| 1.2 膜蒸馏技术概述 |
| 1.2.1 膜蒸馏基本原理 |
| 1.2.2 膜蒸馏过程的操作方式 |
| 1.2.3 膜蒸馏过程的传质和传热机理 |
| 1.2.4 膜蒸馏膜的一般要求 |
| 1.3 膜蒸馏过程的失效与控制 |
| 1.3.1 膜润湿 |
| 1.3.2 膜污染 |
| 1.4 纳米纤维膜用于膜蒸馏过程研究进展 |
| 1.4.1 静电纺丝基本原理 |
| 1.4.2 静电纺丝过程的影响因素 |
| 1.4.3 纳米纤维MD膜的制膜材料 |
| 1.4.4 纳米纤维MD膜物理性能的优化 |
| 1.4.5 纳米纤维MD膜的表面化学改性 |
| 1.5 研究思路与研究内容 |
| 第2章 新型纳米纤维组装中空膜的制备及其膜蒸馏脱盐性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验 |
| 2.2.1 实验材料和仪器设备 |
| 2.2.2 膜的制备方法 |
| 2.2.3 蒸汽强化处理 |
| 2.2.4 膜的表征 |
| 2.2.5 膜蒸馏性能测试 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 纺丝液给料速度对膜形貌的影响 |
| 2.3.2 纺丝液浓度对膜形貌的影响 |
| 2.3.3 正电压对膜形貌的影响 |
| 2.3.4 负电压对膜形貌的影响 |
| 2.3.5 接收距离对膜形貌的影响 |
| 2.3.6 溶剂蒸汽处理对膜性能的影响 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 稀溶剂焊接处理对纳米纤维组装中空膜的物理性能强化研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验 |
| 3.2.1 实验材料和设备 |
| 3.2.2 膜材料的制备 |
| 3.2.3 稀溶剂焊接原理和方法 |
| 3.2.4 膜材料表征 |
| 3.2.5 膜蒸馏性能测试 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 稀溶剂焊接基本原理 |
| 3.3.2 稀溶剂焊接条件研究 |
| 3.3.3 稀溶剂焊接对膜性质的影响 |
| 3.3.4 稀溶剂焊接方法的普适性研究 |
| 3.3.5 稀溶剂焊接对膜蒸馏脱盐性能的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 PTFE材质纳米纤维组装中空膜的制备及其膜蒸馏脱盐研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验 |
| 4.2.1 实验材料和仪器设备 |
| 4.2.2 膜的制备方法 |
| 4.2.3 膜的表征 |
| 4.2.4 膜蒸馏性能测试 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 PTFE与PEO比例优化 |
| 4.3.2 烧结温度与膜成型原理 |
| 4.3.3 烧结温度对膜形貌和性能的影响 |
| 4.3.4 膜蒸馏脱盐性能测试 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 抗结垢纳米纤维膜的制备及其在膜蒸馏处理高盐水中的应用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验 |
| 5.2.1 实验材料和仪器设备 |
| 5.2.2 膜的制备方法 |
| 5.2.3 膜的表征 |
| 5.2.4 膜蒸馏脱盐性能测试 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 膜形貌 |
| 5.3.2 疏水性与稳健性 |
| 5.3.3 通量比较 |
| 5.3.4 抗结垢性能评价 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 滑移/全疏膜的制备及其在处理含低表面能物质的高盐水中的应用 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验 |
| 6.2.1 实验材料和仪器设备 |
| 6.2.2 滑移且全疏膜膜的制备方法 |
| 6.2.3 其他对照膜样品的制备方法 |
| 6.2.4 膜的表征 |
| 6.2.5 膜蒸馏脱盐性能测试 |
| 6.3 实验结果与讨论 |
| 6.3.1 形貌 |
| 6.3.2 接触角和滚动角 |
| 6.3.3 抗润湿和抗结垢性能 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 总结与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 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 |
（10）臭氧牡蛎壳生物固定床-MBR处理城镇污水厂尾水用于火电厂及优化用水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 臭氧氧化处理废水研究进展 |
| 1.2.1 臭氧氧化原理 |
| 1.2.2 臭氧氧化废水深度处理研究与应用现状 |
| 1.3 生物固定床废水处理研究进展 |
| 1.3.1 生物固定床原理及应用 |
| 1.3.2 生物固定床填料 |
| 1.3.3 生物固定床废水处理研究与应用现状 |
| 1.4 MBR处理废水研究进展 |
| 1.4.1 MBR原理及应用 |
| 1.4.2 MBR废水处理研究与应用现状 |
| 1.5 城镇污水处理厂尾水回用火电厂的研究与应用现状 |
| 1.5.1 火电厂工业用水现状与水质要求 |
| 1.5.2 单一尾水深度处理技术的研究与应用现状 |
| 1.5.3 城镇污水厂尾水深度处理联合工艺的研究与应用现状 |
| 1.6 火电厂用水存在的问题及解决策略 |
| 1.6.1 城镇污水厂尾水深度处理用于火电厂存在的主要问题及解决策略 |
| 1.6.2 火电厂用水存在的主要问题及解决策略 |
| 1.7 研究目的及主要内容 |
| 1.7.1 研究目的 |
| 1.7.2 任务来源 |
| 1.7.3 主要研究内容 |
| 1.7.4 技术路线 |
| 第二章 臭氧-牡蛎壳生物固定床-MBR深度处理城镇污水厂尾水的工艺研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试尾水及水质 |
| 2.2.2 试剂与材料 |
| 2.2.3 实验装置 |
| 2.2.4 实验方法 |
| 2.2.5 指标及测定方法 |
| 2.2.6 数据处理方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 OOFBR-MBR工艺启动运行 |
| 2.3.2 OOFBR-MBR运行的主要影响因素 |
| 2.3.3 OOFBR-MBR工艺运行的适宜条件及处理效果 |
| 2.3.4 OOFBR-MBR联合工艺的控制步骤与参数调控策略 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 臭氧-牡蛎壳生物固定床-MBR深度处理污水厂尾水的工艺机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 供试尾水及水质 |
| 3.2.2 试剂与材料 |
| 3.2.3 实验装置 |
| 3.2.4 实验方法 |
| 3.2.5 测定方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 OOFBR-MBR处理污水厂尾水中难降解有机物的转化 |
| 3.3.2 OOFBR-MBR处理污水厂尾水中氮素转化 |
| 3.3.3 OOFBR-MBR处理污水厂尾水中磷去除 |
| 3.3.4 OOFBR-MBR内微生物群落结构特征 |
| 3.3.5 OOFBR-MBR微生态的优化调控策略 |
| 3.3.6 OOFBR-MBR的工艺机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 火电厂优化用水策略与技术措施研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 火电厂用水要求 |
| 4.2.1 城镇污水厂尾水作为火电厂水源要求 |
| 4.2.2 火电厂各用水工段的概况及水质要求 |
| 4.2.3 火电厂废水零排放要求 |
| 4.3 火电厂水平衡模型建立 |
| 4.3.1 依据与方法 |
| 4.3.2 模型构建方法与指标 |
| 4.4 基于水平衡模型的电厂各用水工段水平衡与评价 |
| 4.4.1 各用水工段的水平衡 |
| 4.4.2 水平衡模型分析 |
| 4.5 火电厂用、排水质的评价 |
| 4.5.1 锅炉补给水系统废水水质评价 |
| 4.5.2 生活污水系统水质评价 |
| 4.5.3 含油废水水质评价 |
| 4.5.4 含煤废水水质评价 |
| 4.5.5 脱硫废水水质评价 |
| 4.5.6 机组排水槽排水水质评价 |
| 4.5.7 凝汽器坑排水水质评价 |
| 4.6 火电厂优化工业用水策略 |
| 4.6.1 火电厂优化用水模型 |
| 4.6.2 火电厂优化用水方法 |
| 4.6.3 火电厂优化用水措施 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 火电厂优化用水技术方案及评价 |
| 5.1 概况 |
| 5.2 尾水深度处理回用方案 |
| 5.2.1 OOFBR-MBR深度处理工艺装置 |
| 5.2.2 反渗透处理装置 |
| 5.2.3 离子交换处理 |
| 5.3 优化用水方案 |
| 5.3.1 全厂取水、耗水和排水分析 |
| 5.3.2 全厂废水排放水量及水质 |
| 5.3.3 优化用水技术方案 |
| 5.4 优化用水技术经济性评价 |
| 5.4.1 尾水回用经济性评价 |
| 5.4.2 分质用水技术与经济性评价 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 1 结论 |
| 2 创新点 |
| 3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
四、反渗透膜处理工业废水工艺中CaSO_4结垢问题研究（论文参考文献）
- [1]全厂废水零排放对石膏结晶的影响[D]. 袁宗海. 华北电力大学(北京), 2021(01)
- [2]新型纳米球形聚电解质刷反渗透膜阻垢剂的开发研究[D]. 温杨斌. 华东理工大学, 2021(08)
- [3]高性能正渗透膜制备及其在页岩气废水中的应用[D]. 王栋. 山东大学, 2021(11)
- [4]正渗透法处理脱硫废水及膜表面改性的研究[D]. 王通军. 江南大学, 2021(01)
- [5]磷酸铁生产废水的反渗透膜处理及回收利用[D]. 刘茂举. 广西大学, 2020(07)
- [6]铅锌冶炼高盐废水零排放系统设计改造及应用研究[D]. 侯郊. 昆明理工大学, 2020(05)
- [7]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
- [8]电渗析法处理钽铌生产废水的工艺条件与氟的回收利用[D]. 杜璞欣. 广东工业大学, 2020
- [9]高通量/抗结垢纳米纤维膜的制备及其膜蒸馏脱盐性能研究[D]. 苏春雷. 中国科学院大学(中国科学院过程工程研究所), 2020
- [10]臭氧牡蛎壳生物固定床-MBR处理城镇污水厂尾水用于火电厂及优化用水的研究[D]. 刘世念. 华南理工大学, 2020(01)