王广华[1]2003年在《无机悬浮颗粒的混凝特性及絮凝体形态学研究》文中研究指明为了考察无机悬浮颗粒体系的混凝过程，研究絮凝体的构造特征，本文通过PDA2000对无机悬浮体系的混凝进行光学在线监测，运用电视显微摄像仪对絮凝体的形成过程及其形态学特性进行了系统的研究，对胶体颗粒碰撞机制及混凝动力学作了初步探讨。 实验结果表明：无机悬浮颗粒体系的最佳混凝pH值在7～8之间，在硫酸铝和PAC混凝剂条件下的最佳投药量分别为1.875mgAl／L和1.5mgAl／L，两者对浊度都能达到90％左右的去除。硫酸铝和PAC情况下的混凝机理没有本质差别，在低投药量时，压缩双电层和吸附电中和是主要的混凝机理，在高投药量条件下，则是卷扫絮凝起主导作用。 通过对混凝过程的在线监测和对PDA输出信号FI曲线的数学解析表明：FI曲线综合反映了悬浊液中胶体颗粒浓度和颗粒粒径，混凝剂种类和投量很大程度上影响了FI曲线形状，FI曲线的特征值与絮凝体平均粒径和浊度去除率之间具有良好的相关关系，在振幅最大处，浊度去除率达到最高，絮体平均粒径最大，该条件下对应的投药量为最佳投药量。 对絮凝体形态分析表明：絮凝体平均粒径和分形维数都随搅拌时间的延长而增大，并最终趋于稳定。随着投药量的增大，絮凝体分形维数的变化较小，但絮凝体平均粒径显着增加；当投药量过高时，网扫絮凝作用下的絮体结构松散，抗剪切能力差，具有较小的平均粒径和分形维数。在PAC条件下形成的絮凝体最大粒径达到0.45mm，分形维数在1.65左右；而在硫酸铝条件下絮凝体最大粒径为0.3mm，分形维数在1.78左右。
金鹏康[2]2005年在《腐植酸混凝的化学成因、形态学特征及动力学研究》文中提出腐植酸类天然有机物是水环境界关注的一类污染物。腐植酸的存在不仅影响水的色度、嗅和味等水质感官性指标,而且是叁卤甲烷(THMs)等氯消毒副产物的主要前驱物。因此,通过强化混凝等方法有效去除这类有机物是当今给水处理的重要研究课题之一。但是,国内外迄今对混凝理论的研究成果大都集中在无机悬浮物的混凝方面,关于腐植酸类天然有机物的混凝化学和动力学,尤其是絮凝体的形态学特征基本上没有深入系统的研究。为此,本文在国家自然科学基金项目资助下,运用先进仪器检测和化学分析手段,研究了腐植酸的物化特性、腐植酸-铝盐混凝的化学成因、腐植酸絮凝体形态学特征和引入分形的混凝动力学原理。 通过元素分析(EA)、高效液相色谱(HPLC)、傅利叶红外光谱(FT-IR)、气相色谱-质谱联用(GC-MS)等方法分析了天然腐植酸的元素构成、分子量分布、主要官能团及化学构成。结果表明本实验所采用的腐植酸主要由C、H、O、N等元素组成,四种元素占总量的96.7%;其分子量主要分布在20,000Da以下,而6,000Da以下的分子约占总量的87%;腐植酸大分子构造以苯环为主,苯环上存在的主要官能团包括羧基、羟基、醛基、酚、醚、酯基以及胺基等。可以推测,苯环之间是通过长链烃或者与多环构造构成了有机大分子骨架。 以硫酸铝作为混凝剂,考察了不同pH条件下腐植酸的混凝效果。在pH=5.0的弱酸性条件下腐植酸混凝效果最佳,TOC最大去除率为50%,UV_(254)去除率可达90%。在pH=7.0的中性条件下也可以达到同样的去除率,但投药量是弱酸性条件下的5倍以上。结合ζ电位分析结果可以断定,弱酸性条件下的铝盐水解产物主要是低聚合度、高电荷的物种,从而吸附电中和与共聚络合是主要的混凝机理,而中性条件下的水解产物主要是不定形氢氧化铝,从而网扫絮凝成为主要的混凝机理。
王广华, 金鹏康, 王晓昌[3]2006年在《无机悬浮颗粒的混凝特性和絮凝体形态学研究》文中研究说明研究了絮凝体的形成过程及其形态学特性。结果表明,无机悬浮颗粒体系的最佳混凝pH值在7～8之间,在低投药量时,压缩双电层和吸附电中和是主要的混凝机理,在高投药量条件下,则是卷扫絮凝起主导作用。絮凝体平均粒径和分形维数都随搅拌时间的延长而增大,并最终趋于稳定。在pH=7和以硫酸铝作为混凝剂的条件下,形成的絮凝体最大粒径为0.3mm,对应的分形维数在1.78左右。随着投药量的增大,絮凝体分形维数的变化较小,但絮凝体平均粒径显着增加;当投药量过高时,网扫絮凝作用下的絮体结构松散,抗剪切能力差,具有较小的平均粒径和分形维数。
金鹏康, 王晓昌, 王广华[4]2005年在《天然有机物与无机悬浮物的混凝特性对比》文中研究说明通过对以腐植酸为代表的天然有机物和以高岭土为代表的无机悬浮颗粒的混凝实验,分析对比了天然有机物和无机悬浮颗粒的混凝特性.研究结果表明,腐植酸的最佳pH在5~6之间,而高岭土的最佳pH值在7~8之间.在pH=5.0条件下,腐植酸的高去除率在等电点附近,说明吸附电中和是腐植酸混凝的主要作用机理,而高岭土的高去除率是中性条件下氢氧化铝网扫絮凝的结果.通过PDA对混凝过程进行在线监测,腐植酸的混凝经历了稳定、脱稳、复稳、网扫絮凝四个阶段,而高岭土只经历了脱稳和网扫絮凝两个阶段.显微摄影和图像分析结果表明,腐植酸絮凝体的分形维数随粒径增大而渐小,而高岭土絮凝体的分形维数随粒径增大而增加.
李冬梅[5]2004年在《黄河泥沙架桥絮凝体的分形特性研究》文中研究表明以黄河高浊度水为代表的高浓度悬浊液的沉降基本属于干扰沉降现象。 传统的干扰沉降理论与公式未能说明静水与动水絮凝过程各个参数对絮体形态及其结构的影响,不能定量与真实地反映干扰沉降时的实际情况。论文运用分形数学理论把絮体的静止结构与其生长、破碎等动态过程结合起来,对黄河高浊度水的沉降规律、投加高分子絮凝剂后的絮体分形特性、生长模式及絮体构造动态演变过程作深入的研究。从而更准确地定量描述与解释絮凝过程,预测絮凝结果,有效控制整个絮凝过程的各个变量,达到最佳絮凝效果。 本文主要研究黄河泥沙与阳离子高分子聚合物絮凝形成的絮凝体的分形特性以及水力流动特性对絮凝体分形特性的影响;探讨剪切絮凝条件下高分子絮凝剂的架桥絮凝机理与絮凝体分形结构的动态演变过程;通过相同絮凝条件下高岭土颗粒及标准粒子与高分子絮凝剂的架桥絮凝实验,进一步分析探讨了黄河高浊度水架桥絮凝体的分形特性与高分子絮凝剂的吸附性能与分形行为。 泥沙絮凝体结构具有广泛意义上的自相似性。在快速与陧速搅拌阶段,絮凝体的生长机制分别以DLCA模式和RLCA模式为主。利用密度-密度相关函数基于计盒维数中的网格法理论计算不同絮凝条件下絮凝体的分维D2=1.4±0.1～1.9±0.1;利用沉降实验数据由絮凝体干质量与当量球体粒径的函数关系求出不同絮凝条件下形成的絮凝体的分维D3=1.7±0.1～2.2±0.1。 本文采用沉降技术及图像分析技术分析探讨了泥沙架桥絮凝体的分形特性,并得到表征絮凝体分形特性的各个参数(如絮凝体粒径、孔隙率、有效密度、沉速、强度等)与分数维D_3存在某种相关关系。 (1) 粒径分布: 絮凝体粒径分布曲线形状类似广义的正态分布。粒径分布扩展范围可用参数“分维D”表述。D>2时,峰值的粒径扩展范围相对要窄。当分维D降低时,粒径分布范围扩宽。从沉降数据得到粒径分布与分维的函数关系为:
盛楠[6]2012年在《破碎絮体的再絮凝技术研究》文中进行了进一步梳理混凝工艺是给水处理工艺中的重要环节。一般来讲,混凝包括两个阶段：投加混凝剂后的快速混合阶段,以及絮体逐渐形成增大的慢速絮凝阶段。实际的净水处理过程中,已经形成的絮体往往还会发生破碎,导致絮体破碎的原因是多方而的,如：水处理构筑物内部空间的阻挡作用、各处流场的速度梯度分布不均匀、过大的水流剪切力作用,等等。絮体破碎之后,本身的特性会发生变化,直接影响到固液分离,进而影响后续的处理单元,导致出水效果变差。一般来讲,絮体的破碎和絮凝过程同时存在,最终会达到一个稳定的动态平衡。因此,混凝工艺中絮体的成长、破碎以及再絮凝过程,逐渐成为了近年来研究混凝机理的热点领域。本文在系统的介绍了混凝的机理和混凝形态学的基础上,以聚合氯化铝(PAC)为絮凝剂、水中黏土悬浮颗粒为去除对象,通过高像素数字摄像机对不断运动的絮体颗粒进行拍摄,研究不同浊度原水、不同投药量、不同水力条件下絮凝成长-破碎-再絮凝这一过程中,剩余浊度及絮体平均粒径和分形维数的变化规律。对比分析絮体破碎前后水的浊度和絮体本身的特性,从宏观和微观两个角度研究混凝过程,探讨絮体破碎的原因,寻找使破碎絮体最大程度恢复的措施,旨在研究絮体成长、破碎以及再絮凝的机理,为实际净水处理中优化絮凝效果提供有效的参考依据。研究结果表明,在较低投药量时,电性中和机理起主要作用,絮体破碎后能够完全恢复,较高投药量时,网捕卷扫机理起主要作用,破碎后的絮体不能完全恢复；絮体破碎后施加一定的慢速搅拌,絮体会有一定程度的恢复；投加PAM可以提高破碎絮体再絮凝的能力,高浊度水效果尤为明显；投加黏土,可以有效提高低浊度原水絮体破碎再絮凝的能力；pH值对絮凝过程影响明显,pH=7和8时效果最好。
刘春柳[7]2011年在《纳米SiO_2对微污染物HA、SDS及NH_3-N的助凝特性研究》文中提出以聚合铝(polyaluminium chloride, PAC)为混凝剂,分别以纳米SiO2和粉末活性炭(powdered activated carbon, P-AC)为助凝剂,对含有不同微污染物(十二烷基硫酸钠SDS、氨氮NH3-N或腐植酸HA)的6NTU高岭土低浊水进行混凝沉降试验,借助形态学理论和电镜观察与图像分析技术,研究纳米Si02与P-AC对PAC于微污染物的助凝作用效果、吸附特性与絮体结构的形态学特征。结果表明：PAC对低分子溶解性微污染物SDS和NH3-N的去除率低,约为20%-30%和10%,对大分子天然有机物HA具有较高的去除率,可达40%-50%。纳米Si02对微污染物HA、SDS及NH3-N的助凝效果具有一定的选择性,对HA和SDS的作用效果明显,但对NH3-N几乎没有去除作用。纳米Si02能促使PAC对微污染物HA、SDS(?)勺去除率分别提高40%-50%、20%-30%。纳米SiO2由于其巨大的比表面积,能迅速吸附溶液中的SDS,并在短时间内达到平衡,其对SDS的吸附特性符合Freundlich等温吸附曲线。PAC与纳米Si02联合使用时,所形成的絮体粒径比单独投加PAC时显着增大。随着纳米Si02剂量的增加,絮体的粒径增大。合适的纳米Si02剂量,絮体呈蜂窝结构,结构较为致密,絮体分形维数值大。纳米Si02投加量过高,絮体呈链状结构,分枝较多,结构较松散,絮体分形维数值下降,表现在对微污染物和浊度的去除效果下降。分维能从微观真实的角度,反映出最佳絮凝体结构的形成时的时间,此时,絮凝与沉降效果达最佳。整个絮凝过程中,絮体分维值呈下降趋势,降至某一值后开始上升。絮凝过程进行到一定阶段,分维值达最大,絮体结构的密实程度达最佳,孔隙率最小,沉降效果最好,上清液浊度最低。HA、SDS及NH3-N分子量不同,对纳米Si02于絮凝体形态学特性的作用效果也不同。分子量越大,改善越明显。在含HA及SDS的模拟原水中,纳米Si02对絮体形态结构的作用效果明显,而对含NH3-N原水絮体形态学特性,改善程度次之。高岭土对不同分子量的HA、SDS及NH3-N的絮凝效果的影响不同,表现在微污染物和浊度去除率的相关关系随分子量的增大而增强。粉末活性炭P-AC的吸附速度较缓慢,对大分子胶体HA具有一定的助凝效果,HA去除率可比仅投加PAC时提高约10%,但对小分子微污染物SDS和NH3-N的助凝效果较不明显。当P-AC投加量较大时,影响出水的浊度。粉末活性炭P-AC不能有效改善絮体结构的密实性。P-AC的吸附性能只对50 mg.L-1的大分子量微污染物HA有效果,对低浓度(1、10 mg.L-1)HA和不同浓度的低分子量微污染物SDS和NH3-N均无吸附效果。
郑怀礼[8]2003年在《聚铁基复合絮凝剂的研究》文中研究说明絮凝剂是重要的水处理材料，是絮凝法水处理技术的关键和基础。目前，国内外主要使用铝盐絮凝剂。由于铝盐絮凝剂效率较低且存在环境问题，在我国及世界，絮凝剂的研究与应用水平都有待创新和提高。目前,世界上絮凝剂的研究主要向着高效低耗、安全无害、无二次污染方向发展。研究高效低耗、安全无害的铁系复合絮凝剂属于絮凝科学领域的研究前沿之一。本研究利用钛白副产物FeSO4·7H2O为原料,研究了聚铁基复合絮凝剂的制备与絮凝作用机理，为研究和应用铁系复合絮凝剂作了有益的探索和努力。主要研究内容有： 聚铁基无机高分子复合絮凝剂聚硅硫酸铁（PFSiS）的研究；聚铁基淀粉改性无机/有机复合絮凝剂（PFS-CSM）的研究。PFSiS和PFS-CSM的研究都包括了制备研究、絮凝作用机理研究、絮凝效果研究、水处理应用试验等。本研究中，制备PFSiS聚铁基复合絮凝剂的主要研究内容有：①、以钛白生产副产物七水硫酸亚铁为原料，合成无机高分子絮凝剂聚合硫酸铁；②、以水玻璃制出活化聚硅酸高聚物；③、聚合硫酸铁与活化聚硅酸复合制得新型高分子复合絮凝剂PFSiS。研究结果表明：SiO2（％）为1.4～2.0％，Fe／Si摩尔比为0.8～1.2，PFSiS的pH值为1.5～1.8，硅酸活化时间在l～18h，可获得絮凝性能优异且稳定性较好的絮凝剂。制备的PFSiS，因不含Al3+等环境污染物、原料为工业副产物，所以具有以下优点：①、安全无害、无二次污染；②、高效低耗，可部分取代价格昂贵的有机合成高分子絮凝剂且无毒性；③、成本低廉，附加值高。在絮凝作用机理研究方面，利用微电泳技术等，探索了PFSiS絮凝作用机理，揭示了起絮凝作用的优势形态，为絮凝剂的研制开发提供了依据。通过研究PFS、聚合硅酸(PSi)及PFSiS的pH变化规律发现：在制备初期，PFSiS并未达到化学平衡状态，而是存在一个相互作用、自行调整聚合的过程，表现在其pH值存在一个变化过程。本研究还利用紫外-可见光谱探索了聚铁基复合絮凝剂的作用机理。紫外-可见吸收光谱研究显示：在200～1000nm的波长范围，PSi无明显吸收。在200～400nm的波长范围，PFSiS和PFS有清晰的吸收光谱，但各自的光谱特征差异较大。在酸性环境中，随着pH值升高，差异越明显，这说明，当pH值偏高时，PFSiS中各成分的反应活性更强，PFS与PSi更容易发生化学反应而形成新的聚合物形态。通过紫外-可见光谱研究以及PFS、PFSiS与PSi的pH值随时间的动态变化规律研究表明： PFSiS 不是PFS、<WP=5>PSi的简单混合，是复合。在PFSiS中，硅与铁发生了不同程度的相互作用，使各自的形态发生了不同的变化。这种作用又与溶液的pH值有关。在不同pH值条件下，铁与硅相互作用程度不同。本文还研究了PFSiS中硅的形态分布与转化规律。通过Si-Mo逐时络合比色法研究表明：pH值较低(如pH为0.64)时，陈化一定时间后，在PFSiS中的PSi主要是高聚体或凝胶态(Sic)；pH值较高(如pH为1.46和1.70)时，陈化一定时间后，PFSiS中的PSi中聚体(Sib)含量比较低pH值时要高。通过絮凝性能研究得出：PFSiS在pH值为1.46和1.70时絮凝效果比低pH值时更好，由此证明，PFSiS中，PSi的优势絮凝形态为中聚体(Sib)。Zeta电位测定研究表明：PFSiS的电荷特性受SiO2含量、Fe／Si摩尔比及酸度等因素影响。对PFSiS的絮凝作用机理研究表明：PFSiS的电中和作用不显着，其絮凝作用机理，表现出较明显的吸附架桥和网捕卷扫特征。通过PFSiS与PFS、PAC处理中药制药废水等的对比试验表明：PFSiS的絮凝效能最佳，对水中CODCr去除率最高，且对水质适应性较好。本研究中，制备PFS-CSM的主要研究内容如下：①、用钛白生产废渣七水硫酸亚铁为原料，合成无机高分子絮凝剂聚合硫酸铁。②、用少量有机胺和卤代烷合成有机阳离子絮凝剂CF，再利用CF对淀粉进行改性，制得阳离子改性淀粉CSM。 ③、用自制聚铁与阳离子改性淀粉合成聚铁基淀粉改性无机/有机复合絮凝剂（PFS-CSM）。通过正交对比实验等，确定了制备复合絮凝剂PFS-CSM的最佳工艺条件：有机胺与卤代烷摩尔比为1:1，反应温度为45℃，反应时间为1h，合成阳离子絮凝剂CF。淀粉预胶化过程中控制淀粉投加浓度为10%，NaOH固体加量为淀粉干基的5%，预胶化温度为65℃～75℃左右，预胶化时间为2h。阳离子絮凝剂CF与改性淀粉有效质量比为1.5:1，活化时间为30s，接枝温度恒定在50℃～60℃，接枝时间为2h左右。聚铁与阳离子改性淀粉的投料比(质量比)为3:1，反应温度为60℃，反应时间为3h。研究的PFS-CSM，具备以下优点：①、不含Al3+；②、成本低廉；③、通过无机/有机复合，可望发展出新的高效集成化混凝处理技术。由絮凝试验及显微照像技术得出：PFS-CSM絮凝过程主要表现为吸附架桥和网捕卷扫的典型特征。PFS-CSM的最佳絮凝pH范围为7.0～9.0，最佳絮凝形态是产生Fe(OH)4-后在此基础上进一步聚合成带正电的铁基高聚物。综合分析表明，其优异的絮凝性能是由其特殊的分子结构决定的，是电性中和与吸附架桥、网捕卷扫协同作用的结果。通过复合絮凝剂PFS-CMS对重庆啤酒集团第二分厂啤酒生产废水等絮凝效果试验得出，该絮凝剂在絮凝效果上优于常用的几种水处理絮凝剂，产生的絮体粗<WP=6>
刘利[9]2014年在《高浓度煤泥水絮体分形特性及混凝机理的研究》文中研究说明高浓度煤泥水是煤炭精加工过程中洗选所产生的工业废水。它具有流量大、悬浮细颗粒物浓度高以及很难自然沉降的特点。在实际的高浓度煤泥水处理中，多采用混凝工艺来实现高浓度煤泥水的闭路循环利用。但由于混凝过程中絮体纷繁复杂的结构及人们对高浓度煤泥水混凝机理认识的不足，导致了高浓度煤泥水处理过程中常出现药剂用量偏大、出水水质差、絮体沉降速度慢以及底泥含水率高造成的压虑难度大等问题。同时，随着实际生产过程中高浓度煤泥水处理量的不断增大，要在原有混凝处理工艺的基础上对高浓度煤泥水进行处理，就要求其处理必须达到快速澄清及高效浓缩的目的。因此，需要对混凝过程中所形成的絮体结构进行深入研究，从而进一步认清高浓度煤泥水的混凝机理。本文以60g/L的煤泥水为原水，以聚丙烯酰胺（PAM）为混凝剂，首先，通过单因素变化试验和正交试验确定了高浓度煤泥水混凝过程所需要的最佳控制条件；其次，借助分形维数对不同水力条件下絮体形态结构进行了定量说明，并探究了不同类型混凝药剂联用下的混凝机理；再次，基于分形理论和一般混凝过程物理模型及试验结论，提出了高浓度煤泥水混凝过程的物理模型；最后，进行了絮体沉降特性的理论方程推导和试验数据拟合，以期待其定量指导实际混凝控制过程。具体结论如下：（1）确定了60g/L高浓度煤泥水的最佳PAM投加量为1.8mg/L和影响混凝过程四个因素的主次顺序为：混合阶段的速度梯度（G1）>凝聚絮凝阶段的时间（T2）>凝聚絮凝阶段的速度梯度（G2）>混合阶段的时间（T1），以及最佳水力条件组合为：382（s-1)+50(s)+57(s-1)+180(s)。（2）混凝过程中不同G1、T1、G2、T2值下所形成的絮体结构不同。当混凝过程各阶段的G、T值均取最佳值时，混凝静置沉降过程中所得絮体的体积最大、结构最密实，可得到絮体的最大分形维数值为1.8847。混合阶段所需要的最佳能耗值为：G1T1=19100；凝聚—絮凝阶段的最佳能耗值G2T2=10260。（3）不同类型混凝剂的混凝机理不同。投加高分子无机药剂（PAC）时，高浓度煤泥水的混凝机理主要表现为压缩双电层和电性中和；投加PAM时，吸附架桥为主要的混凝机理；在不考虑混凝静置沉降过程中所共有的网捕卷扫机理，可以推测出，对于高浓度煤泥水，PAC与PAM联用时所表现出来的主要混凝机理为：先压缩双电层、电性中和，后吸附架桥和填充及包裹。（4）基于高浓度煤泥水混凝沉降试验的试验结果和机理探究，结合一般混凝过程的物理模型和分形维数评判混凝过程的物理模型，得到了适用于高浓度煤泥水混凝沉降过程的物理模型。(5)推导出了适合本试验的高浓度煤泥水絮体沉降速率与其分形维数间的数学方程：U(mm/s)=1.1×42/3df;对试验数据进行拟合,并对理论方程进行修正,最终得到了更符合实际的絮体沉降速率与其分形维数间的数学模型：U(mm/s)=1.1×42/3df。
廖祁明[10]2010年在《多重絮凝的机理研究》文中认为混凝工艺是给水处理工艺中的重要环节,混凝效果的好坏将直接影响后续的沉淀、过滤等工艺的处理效果,进而影响最终的出水水质。在以往的研究中,针对混凝的研究很多,混凝剂的研究也很多,但是对多重絮凝、混凝剂的多次投加、多点投加的研究相对较少。本文在系统的介绍了混凝的机理、混凝形态学和混凝动力学的基础上,提出了多重絮凝的概念和混凝的多点投药方式,旨在通过对这种新的混凝投药方式进行试验探索,确定这种投药方式的可行性和实际意义。本课题的试验分成两部分：第一部分是混凝过程的静态试验,以普通粘土悬浊液为原水,配制成不同浊度的原水(15NTU、20NTU、100NTU、250NTU),以聚合氯化铝(PAC)作为絮凝剂,通过在不同投药量和不同搅拌条件下分别进行的二次投加投药方式和传统投药方式的混凝对比试验,对比研究了二次投加方式和传统投药方式在不同情况下的浊度去除率和分形维数变化规律。在确定好聚合氯化铝(PAC)的最佳投加量之后,设计了一组L9(34)正交试验,以研究多因素的影响。最后建立各种不同原水浊度下,浊度去除率与絮凝剂投加量和搅拌条件下二次投药方式和传统投药方式的数学模型。试验结果表明：二次投加方式在低浊度下比传统投药方式对浊度的去除率低,但是在高浊度情况下对浊度的去除率高。第二部分是混凝过程的动态试验,以粘土悬浊液为原水,配置成50±10NTU的原水,以聚合氯化铝(PAC)作为絮凝剂,投药量分别为20、25、30、35、40mg／L,在设计的二次加药混凝沉降柱和作为对照的传统投药混凝沉降柱中进行混凝沉降试验,对比研究二次投加方式和传统投药方式在不同情况下浊度去除率的变化规律。最后建立浊度去除率与絮凝剂投加量的二次投药方式和传统投药方式的数学模型。试验结果表明：在投药量为25mg／L时,传统投药方式的浊度去除率最高；而在投药量为30mg/L时,多点投药方式的浊度去除率最高。对比试验的结果表明,采用二次投加方式进行混凝可以达到很好的混凝效果,出水浊度可以达到10NTU以下,完全可以满足滤池进水的水质要求。
参考文献：
[1]. 无机悬浮颗粒的混凝特性及絮凝体形态学研究[D]. 王广华. 西安建筑科技大学. 2003
[2]. 腐植酸混凝的化学成因、形态学特征及动力学研究[D]. 金鹏康. 西安建筑科技大学. 2005
[3]. 无机悬浮颗粒的混凝特性和絮凝体形态学研究[J]. 王广华, 金鹏康, 王晓昌. 水处理技术. 2006
[4]. 天然有机物与无机悬浮物的混凝特性对比[J]. 金鹏康, 王晓昌, 王广华. 西安建筑科技大学学报(自然科学版). 2005
[5]. 黄河泥沙架桥絮凝体的分形特性研究[D]. 李冬梅. 西安建筑科技大学. 2004
[6]. 破碎絮体的再絮凝技术研究[D]. 盛楠. 武汉理工大学. 2012
[7]. 纳米SiO_2对微污染物HA、SDS及NH_3-N的助凝特性研究[D]. 刘春柳. 广东工业大学. 2011
[8]. 聚铁基复合絮凝剂的研究[D]. 郑怀礼. 重庆大学. 2003
[9]. 高浓度煤泥水絮体分形特性及混凝机理的研究[D]. 刘利. 中国矿业大学. 2014
[10]. 多重絮凝的机理研究[D]. 廖祁明. 武汉理工大学. 2010
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