魯艷平

摘 ?????要：論述了煤在我國能源供應(yīng)方面的主力軍地位，以山西朔州懷仁礦區(qū)廢水作為研究對(duì)象，采用自行設(shè)計(jì)的混凝工藝，研究了工藝處理過程中SS的去除效果以及混凝過程中需投加的最佳用量，結(jié)果表明：相比進(jìn)水，SS濃度在調(diào)節(jié)池變化，經(jīng)混凝池后SS濃度增大較多，SS的去除主要是在沉淀池和過濾池中，這兩個(gè)反應(yīng)池內(nèi)SS的去除率分別為55.36%和96.47%;當(dāng)添加PAC或者PAF為混凝劑時(shí)，煤礦廢水總硬度和SO42-的去除率隨投加的Ca（OH）2濃度的增加而增大，當(dāng)Ca（OH）2濃度為1 g·L-1時(shí)為最佳投藥量;隨PAC和PAF濃度的增加，廢水中總硬度和SO42-的去除率逐漸增大，當(dāng)PAC和PAF投加量均為35 mg·L-1時(shí)為最佳投藥量。

關(guān) ?鍵 ?詞：煤礦廢水;懸浮物;混凝劑;去除率

中圖分類號(hào)：TD163+.1 ??????文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼： A ??????文章編號(hào)： 1671-0460（2019）04-0698-06

Abstract： The main position of coal in China's energy supply was discussed. Taking the wastewater from Huairen Mine in Zhangzhou， Shanxi as the research object， the self-designed coagulation process was used to study the removal effect of SS during the process and the best dosage for coagulation. The results showed that， compared with the influent water， the SS concentration changed in the adjustment tank， and the SS concentration increased more after the coagulation tank. The removal of SS was mainly realized in the sedimentation tank and the filtration tank. The removal rates of SS in the two reaction tanks were 55.36% and 96.47%， respectively. When PAC or PAF was added as coagulants， the total hardness of coal mine wastewater and the removal rate of SO42- were related to the concentration of added Ca（OH）2. The optimum dosage of Ca（OH）2 was 1 g·L-1; the total hardness and SO42- removal rate of wastewater gradually increased with the increase of PAC and PAF concentration. The optimal dosages of PAC and PAF all were 35 mg·L-1.

Key words： Coal mine wastewater;Suspended solids;Coagulant;Removal rate

隨著我國人口的增加以及人民生活水平的提高，對(duì)工農(nóng)業(yè)的發(fā)展需求也逐漸增加，因此導(dǎo)致水資源量在供需方面不平衡[1]，且由此造成的水環(huán)境污染也越來越嚴(yán)重，據(jù)相關(guān)學(xué)者研究[2]，解決這種現(xiàn)象最根本的辦法就是開源節(jié)流，就是要求我們最大限度的做好廢水的回收利用，向人們灌輸節(jié)約用水的觀念。工業(yè)的發(fā)展必須要有充足的能源供應(yīng)作為保障，據(jù)報(bào)道，礦產(chǎn)資源是我國能源供應(yīng)的主力軍，從2010-2015年我國共產(chǎn)煤102.3億t，2016-2017年就產(chǎn)煤45.6億t[3]，產(chǎn)煤量以每年8.3%的速率快速增長，近年來我國雖在不斷調(diào)整能源供應(yīng)的結(jié)構(gòu)，目前也是多能源供應(yīng)，煤炭雖是一次性能源，但由于價(jià)格低廉且產(chǎn)量多，在未來很長一段時(shí)間之內(nèi)其主力軍地位仍無其他能源可以替代。隨著煤礦的不斷開采，由此造成的環(huán)境污染問題也越發(fā)嚴(yán)重，煤礦廢水具有pH值不穩(wěn)定、懸浮物濃度高、鹽度高、水質(zhì)復(fù)雜等特點(diǎn)[4]，煤礦廢水的來源主要有：礦區(qū)的生活廢水、煤礦礦井廢水、選煤廢水以及煤制氣廢水等[5]，其中礦井廢水主要是采礦時(shí)會(huì)擾動(dòng)地下水沉，因此必須做好礦井的排水工作;選煤廢水主要是日常工藝和管理過程中對(duì)煤泥水要求循環(huán)利用外排所產(chǎn)生的泥水，這類廢水一般懸浮物濃度較高，含有大量的溶解性固體和放射性元素等;煤制氣廢水主要來自工藝中煤氣出口的豎管和洗滌塔冷凝后的廢水，這類廢水具有懸浮物濃度高，有機(jī)物和無機(jī)物含量高等特點(diǎn)。

煤礦廢水主要有酸性廢水（pH<6.5）、中性廢水（pH介于6.5和8.5之間）以及堿性廢水（pH>8.5），但大部分的煤礦廢水還是呈中性，北方地區(qū)的煤礦主要為弱堿性或者中性廢水，南方地區(qū)的煤礦主要為弱酸性和中性廢水[6]，我國煤礦的礦井廢水主要包括潔凈廢水、高懸浮物礦井廢水、高鹽度廢水、酸性礦井廢水、甚至有些含放射性物質(zhì)的廢水（如鐳、鈾），含重金屬物質(zhì)的礦井廢水（如鐵元素）等。煤礦廢水處理時(shí)應(yīng)根據(jù)開采規(guī)模、排水水質(zhì)要求以及廢水的水質(zhì)特征等方面綜合考慮選用最適合和經(jīng)濟(jì)的工藝，目前有關(guān)這方面的研究較多[7，8]，應(yīng)用最多的還是混凝、沉淀、過濾、消毒、反滲透、電析等方面[9]，因煤礦廢水一般具有鹽度高等特點(diǎn)，而混凝工藝對(duì)于處理高鹽度廢水具有較大的優(yōu)越性，近年來在這方面的研究興 起較快，針對(duì)具體煤礦特征，混凝時(shí)要求添加適宜量的混凝劑和助凝劑，用量選取的合適與否關(guān)系到廢水硬度和廢水中硫酸的去除效果，本文擬選取山西朔州懷仁礦區(qū)廢水作為研究對(duì)象，采用自行設(shè)計(jì)的混凝工藝，研究混凝工藝處理該礦區(qū)廢水需添加的混凝劑和助凝劑量最佳用量，研究結(jié)果可為進(jìn)一步了解混凝工藝的處理機(jī)理提供理論參考。

1 ?工藝流程以及試驗(yàn)方法

工藝流程如圖1所示。

廢水依次流經(jīng)調(diào)節(jié)池、混凝池和沉淀池，沉淀池后對(duì)于沉淀的污泥經(jīng)過污泥濃縮池濃縮后的污泥用壓濾機(jī)壓縮，壓縮后的泥餅再外運(yùn)，對(duì)于沉淀池中的水后續(xù)流經(jīng)過濾池和吸附池后被循環(huán)利用，由于廢水中pH為酸性，廢水經(jīng)調(diào)節(jié)池進(jìn)入混凝池之前先加熟石灰調(diào)節(jié)pH至中性，在混凝池中添加混凝劑（PAC、PAF），本試驗(yàn)中所需用到的試驗(yàn)設(shè)備見表1。

廢水水質(zhì)如表2所示，其中pH采用pH試紙測(cè)，溫度采用溫度計(jì)測(cè)量，懸浮物（SS）采用濾膜過濾后稱重，配置EDTA標(biāo)準(zhǔn)溶液，添加絡(luò)黑T固體為指示劑，根據(jù)酸堿滴定原理測(cè)定水的硬度和鈣元素（Ca）、鎂元素（Mg）含量，添加氯化鋇溶液根據(jù)沉淀滴定法測(cè)定水中硫酸根離子（SO42-）含量，采用原子吸收分光光度法測(cè)定銅（Cu）元素含量，紫外分光光度法測(cè)定硝酸根（NO3-）含量，分子吸收光譜法測(cè)定鐵元素（Fe）含量，采用莫爾法測(cè)定水中氯元素含量，樣品檢測(cè)時(shí)嚴(yán)格按照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》中相關(guān)步驟及操作規(guī)范進(jìn)行。

從表2可知：廢水呈酸性，故應(yīng)加熟石灰（Ca（OH）2）調(diào)節(jié)pH至中性，SS濃度較高、硬度、Ca、Mg和SO42-含量較高，其他檢測(cè)的元素濃度值不是很高，又因Ca、Mg元素含量反映的就是硬度，故下文只對(duì)SO42-含量、SS和硬度進(jìn)行分析，SS是在整個(gè)工藝過程中逐步去除，而SO42-含量和硬度主要在混凝過程中去除，故下文分析各池子內(nèi)的SS濃度變化情況和混凝過程中添加的最適宜Ca（OH）2用量、混凝劑的用量。

2 ?結(jié)果與分析

2.1 ?混凝機(jī)理分析

混凝主要是在廢水中添加化學(xué)物質(zhì)使水中的膠體粒子或者懸浮物聚集[10]，主要包括兩個(gè)過程（凝聚和絮凝過程），其作用機(jī)理也是凝聚和絮凝機(jī)理，目前有關(guān)混凝機(jī)理方面的認(rèn)識(shí)主要有：壓縮雙電層作用、卷掃作用和電中和作用[11]。壓縮雙電層特有的結(jié)構(gòu)，決定著膠體之間表面處的反離子濃度是所有位置中最大值，當(dāng)顆粒之間較為分散時(shí)，顆粒之間的反離子濃度逐漸減小，直到和溶液濃度值相等，當(dāng)水中添加混凝劑后，廢水中的擴(kuò)散層減小，反離子濃度增加，離子電位也相應(yīng)的降低，因?yàn)閿U(kuò)散層的厚度變小了，粒子之間的排斥作用也減少了，當(dāng)顆粒之間相互凝結(jié)碰撞時(shí)，因顆粒之間距離減少了，分子之間的引力也會(huì)增加，引力大于排斥力，隨后顆粒之間得以聚集而沉淀;當(dāng)膠體表面吸附了相關(guān)的異處離子、膠體顆粒或分子時(shí)，這些粒子可以中和自身所帶的電荷，也減少了粒子之間的排斥作用，因此顆?？梢愿玫鼐奂罱K得以沉淀，同時(shí)當(dāng)反離子之間相互吸附時(shí)又可以降低膠體之間表面的電荷，直至降為0，甚至可以使離子之間帶相反的電荷，再次增加了粒子之間的排斥作用，因此膠體得以再次穩(wěn)定;混凝劑之間具有線性結(jié)構(gòu)，具有能和顆粒表面發(fā)生化學(xué)反應(yīng)的基團(tuán)[12]，形成的這些基團(tuán)能夠把顆粒與混凝劑高效的連接起來，混凝劑與膠體表面的作用主要是因?yàn)槟z體表面與不帶電的物質(zhì)之間的范德華力而產(chǎn)生吸附架橋作用;卷掃作用主要是對(duì)混凝劑以而言的，這些混凝劑添加到廢水中會(huì)發(fā)生水解，并生成沉淀，由于沉淀數(shù)量和表面積極大，因此之間會(huì)有孔網(wǎng)，而部分懸浮物會(huì)被吸附到孔網(wǎng)里面而得以去除。目前，廣為應(yīng)用的混凝劑主要有無機(jī)混凝劑、有機(jī)混凝劑、微生物以及符合混凝劑。

2.2 ?沿程SS濃度去除分析

裝置運(yùn)行穩(wěn)定后各池子中SS濃度以及各池子中SS的去除率變化曲線見圖2。

分析可知，進(jìn)水中SS濃度值為2357.4 mg·L-1，調(diào)節(jié)池中SS濃度值為2 263.7 mg·L-1、去除率為3.97%;混凝池中SS濃度值為3 526.1 mg·L-1，遠(yuǎn)大于進(jìn)水中SS濃度;混凝池中SS濃度為3 526.1 mg·L-1、去除率為55.36%;沉淀池中SS濃度為

1 052.4 mg·L-1、去除率為55.36%;過濾池中SS濃度為125.6 mg·L-1、去除率為96.47%;吸附池中SS濃度為41.5 mg·L-1、去除率為98.24%;出水中SS濃度為2 263.7 mg·L-1、去除率為98.41%。因進(jìn)水水質(zhì)和水量波動(dòng)較大，調(diào)節(jié)池主要是調(diào)節(jié)水量和水質(zhì)的，故廢水流經(jīng)調(diào)節(jié)池后SS濃度值幾乎沒有變化，只有一些粒徑較大的懸浮物在池內(nèi)運(yùn)動(dòng)過程中通過沉淀得以去除;在混凝池中由于添加了混凝劑和助凝劑，該物質(zhì)投入水中后本身就會(huì)形成沉淀，顆粒物被吸附進(jìn)入混凝劑形成的沉淀中，由于此時(shí)還來不及沉淀，故廢水流經(jīng)混凝池后SS濃度值升高明顯，遠(yuǎn)大于進(jìn)水中SS濃度值;廢水流經(jīng)沉淀池后在混凝池中形成的沉淀很快被沉淀下來，故此時(shí)SS濃度下降明顯，去除率達(dá)到55.3%;一些細(xì)小粒徑的SS由于重量不夠在沉淀池?zé)o法沉淀，進(jìn)入過濾池后這些SS被截留下來，故在過濾池中大部分SS被截留下來，SS濃度值又大大下降，從沉淀池至過濾池SS去除率增加了41.11%，吸附池主要是吸附少數(shù)過濾池中未過濾完全的極細(xì)小顆粒，故SS濃度變化不明顯，從過濾池至吸附池SS去除率僅增加了1.77%。

2.3 ?Ca（OH）2添加量試驗(yàn)結(jié)果及分析

絮凝的作用主要是使一些膠體粒子或者較小的懸浮物凝聚，且主要是正對(duì)不溶于水的物質(zhì)，由于煤礦廢水中的Ca2+、Mg2+以及SO42-都是水溶性物質(zhì)，故直接添加混凝劑作用效果不大，故應(yīng)在混凝劑投入之前先添加適量的熟石灰（Ca（OH）2），Ca（OH）2可以和水中的Mg2+以及SO42-形成CaSO4和Mg（OH）2沉淀，廢水中會(huì)產(chǎn)生一定量的CO2，該氣體也可與Ca（OH）2可生成CaCO3沉淀，有了這些沉淀后會(huì)使SO42-的絮凝作用大大增強(qiáng)，故為探討Ca（OH）2最適宜的添加量共進(jìn)行兩組試驗(yàn)（PAC和PAF試驗(yàn)），試驗(yàn)前先調(diào)節(jié)廢水pH至7左右，保證實(shí)驗(yàn)室氣溫在25 ℃，每組試驗(yàn)又分為7小組，每小組用燒杯盛水1 L，分別添加濃度為0、0.2、0.4、0.6、0.8、1.0、1.2 g·L-1的Ca（OH）2，在7個(gè)PAC試驗(yàn)中各添加30 mg·L-1的PAC，7個(gè)PAF試驗(yàn)中各添加30 mg的PAF，控制攪拌速度約150 r/min，攪拌約2 min，開始絮凝時(shí)控制攪拌速度為20 r/min，控制絮凝時(shí)間為10 min，隨后靜止20 min，取上清液測(cè)量水中總硬度以及SO42-含量，各物質(zhì)含量及試驗(yàn)現(xiàn)象見表3，不同Ca（OH）2投加量下總硬度以及SO42-去除率曲線如圖3和圖4。

從圖3分析可知：添加PAC混凝劑時(shí)，在不添加Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為0.4%，SO42-去除率為1.37%;當(dāng)添加濃度為0.2 g·L-1的Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為6.46%，SO42-去除率為4.66%;當(dāng)添加濃度為0.4 g·L-1的Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為18.69%，SO42-去除率為20.78%;當(dāng)添加濃度為0.6 g·L-1的Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為30.53%，SO42-去除率為33.13%;當(dāng)添加濃度為0.8 g·L-1的Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為42.33%，SO42-去除率為46.8%;當(dāng)添加濃度為1 g·L-1的Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為45.01%，SO42-去除率為48.07%;當(dāng)添加濃度為1.2 g·L-1的Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為44.3%，SO42-去除率為47.33%。

從圖4分析可知：添加PAF混凝劑時(shí)，在不添加Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為1.44%，SO42-去除率為0.51%;當(dāng)添加濃度為0.2 g·L-1的Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為7.64%，SO42-去除率為6.52%;當(dāng)添加濃度為0.4 g·L-1的Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為19.52%，SO42-去除率為22.93%;當(dāng)添加濃度為0.6 g·L-1的Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為32.33%，SO42-去除率為34.74%;當(dāng)添加濃度為0.8 g·L-1的Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為44.35%，SO42-去除率為48.32%;當(dāng)添加濃度為1 g·L-1的Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為46.67%，SO42-去除率為52.01%;當(dāng)添加濃度為1.2 g·L-1的Ca（OH）2時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為46.32%，SO42-去除率為50.86%。

圖3和圖4均說明當(dāng)不添加Ca（OH）2時(shí)，總硬度和SO42-幾乎無去除，隨著Ca（OH）2濃度的增加，兩物質(zhì)的去除率均呈逐漸增大，至Ca（OH）2濃度為1 g·L-1時(shí)，上升趨勢(shì)差不多停止，說明當(dāng)Ca（OH）2濃度為1 g·L-1時(shí)為最佳投藥量。

2.4 ?混凝劑投加量試驗(yàn)結(jié)果與分析

上節(jié)中已得出Ca（OH）2最佳投藥量為1 g·L-1，故為保證單一變量，控制Ca（OH）2濃度為1 g·L-1，改變PAC和PAF的用量，試驗(yàn)分為兩組，一組添加PAC，另一組添加PAF，每組試驗(yàn)又分為7小組，每小組用燒杯盛水1 L，第一組分別添加濃度為15、20、25、30、35、40、45 mg·L-1的PAC，另一組分別添加濃度為15、20、25、30、35、40、45 mg·L-1的PAF，控制攪拌速度約150 r/min，攪拌約2 min，開始絮凝時(shí)控制攪拌速度為20 r/min，控制絮凝時(shí)間為10 min，隨后靜止20 min，取上清液測(cè)量水中總硬度以及SO42-含量，各物質(zhì)含量及試驗(yàn)現(xiàn)象見表4，不同Ca（OH）2濃度為1 g·L-1時(shí)不同PAC和PAF投加量下總硬度以及SO42-去除率曲線如圖4和圖5。

從圖5分析可知：Ca（OH）2濃度為1g·L-1下，當(dāng)添加PAC為15 mg·L-1時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為14.79%，SO42-去除率為11.53%;當(dāng)添加濃度為20 mg·L-1的PAC時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為21.51%，SO42-去除率為22.1%;當(dāng)添加濃度為25 mg·L-1的PAC時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為29.34%，SO42-去除率為33.26%;當(dāng)添加濃度為30 mg·L-1的PAC時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為43.64%，SO42-去除率為44.85%;當(dāng)添加濃度為35 mg·L-1的PAC時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為53.63%，SO42-去除率為58.75%;當(dāng)添加濃度為40 mg·L-1的PAC時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為53.66%，SO42-去除率為58.59%;當(dāng)添加濃度為45 mg·L-1的PAC時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為54.98%，SO42-去除率為59.91%。

從圖6分析可知：Ca（OH）2濃度為1 g·L-1下，當(dāng)添加PAF為15 mg·L-1時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為11.43%，SO42-去除率為5.12%;當(dāng)添加濃度為20 mg·L-1的PAF時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為14.61%，SO42-去除率為6.52%;當(dāng)添加濃度為25 mg·L-1的PAF時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為24.28%，SO42-去除率為22.93%;當(dāng)添加濃度為30 mg·L-1的PAF時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為39.36%，SO42-去除率為34.73%;當(dāng)添加濃度為35 mg·L-1的PAF時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為49.81%，SO42-去除率為48.32%;當(dāng)添加濃度為40 mg·L-1的PAF時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為50.32%，SO42-去除率為48.68%;當(dāng)添加濃度為45 mg·L-1的PAF時(shí)，相比進(jìn)水中濃度，混凝過程總硬度去除率為51.08%，SO42-去除率為48.08%。

圖5和圖6均說明隨著投加的PAC或PAF混凝劑濃度的增加，兩物質(zhì)的去除率均呈逐漸增大，至當(dāng)PAC和PAF濃度均為35 mg·L-1時(shí)，上升趨勢(shì)差不多停止，說明當(dāng)混凝劑濃度為35 mg·L-1時(shí)為最佳投藥量。

3 ?結(jié) 語

本文以山西朔州懷仁礦區(qū)廢水作為研究對(duì)象，采用自行設(shè)計(jì)的混凝工藝，研究了混凝工藝處理該礦區(qū)廢水時(shí)需投加的最佳用量，結(jié)果表明：

（1）相比進(jìn)水，SS濃度在調(diào)節(jié)池變化，經(jīng)混凝池后SS濃度增大較多，SS的去除主要是在沉淀池和過濾池中，這兩個(gè)反應(yīng)池內(nèi)SS的去除率分別為55.36和96.47%。

（2）當(dāng)添加PAC或者PAF為混凝劑時(shí)，煤礦廢水總硬度和SO42-的去除率隨投加的Ca（OH）2濃度的增加而增大，當(dāng)Ca（OH）2濃度為1 g·L-1時(shí)為最佳投藥量;

（3）隨PAC和PAF濃度的增加，廢水中總硬度和SO42-的去除率逐漸增大，當(dāng)PAC和PAF投加量均為35 mg·L-1時(shí)為最佳投藥量。

參考文獻(xiàn)：

[1]郭強(qiáng). 煤礦礦井水井下處理及廢水零排放技術(shù)進(jìn)展[J]. 潔凈煤技術(shù)，2018（1）：33-37.

[2]狄軍貞， 趙微， 郭俊杰，等. 改性麥飯石固定化顆粒處理AMD的特性試驗(yàn)[J]. 煤炭學(xué)報(bào)，2016， 41（12）：3151-3157.

[3]張曉亮，武宇紅. 煤礦污水中常見Cr離子的吸附[J]. 礦業(yè)研究與開發(fā)， 2015（2）：84-86.

[4]王寧寧，趙圣印. DABCO 促進(jìn)的馬來酰亞胺和1，3-二羰基化合物的Michael 加成反應(yīng)研究[J].當(dāng)代化工，2018，47（9）：1860-1862.

[5]石金芳，吳攀，張瑞雪，等. 煤礦排水影響下的水體水質(zhì)特征及灌溉適宜性評(píng)價(jià)——以貴州織金縣貫城河小流域?yàn)槔齕J]. 節(jié)水灌溉， 2016（11）：71-76.

[6]吳瓊明，陳思莉，常莎，等. 吸附-混凝應(yīng)急處理地表水中石油的實(shí)驗(yàn)研究[J]. 工業(yè)水處理，2018，38（10）：71-76.

[7]王兆東，王安爽，張克峰，等. 沉淀-氣浮組合工藝處理低濁高藻水試驗(yàn)研究[J]. 給水排水，2017（4）：14-17.

[8]馬雙忱，溫佳琪，萬忠誠，等. 中國燃煤電廠脫硫廢水處理技術(shù)研究進(jìn)展及標(biāo)準(zhǔn)修訂建議[J]. 潔凈煤技術(shù)，2017，23（4）：18-28.

[9]徐滿天，唐玉朝，胡偉， 等. KMnO4預(yù)氧化與混凝聯(lián)合作用去除湖泊源水中Mn2+的研究[J]. 水處理技術(shù)，2018（6）：46-51.

[10]郜玉楠，王信之，周歷濤，等. 混凝-超濾短流程工藝低溫運(yùn)行膜污染機(jī)理研究[J]. 水處理技術(shù)， 2018（5）：119-122.

[11]王魁，馬俊，柴春玲. 蒽醌類染料廢水處理研究進(jìn)展[J]. 印染， 2018（4）：48-53.

[12]張燕飛. 馬家田煤礦選煤廠煤泥水澄清技術(shù)研究[J]. 煤礦機(jī)械，2017，38（12）：107-109.