一、沱江水中有机污染物的定性分析（论文文献综述）
蔡婳婳[1]（2020）在《臭氧/羟胺/亚铁体系氧化降解阿特拉津的效能与机理》文中认为臭氧作为一种绿色、高效且无二次污染的氧化剂,已被广泛应用于饮用水和污水的处理当中。对于大多数含强供电子基团的有机污染物,仅使用臭氧作为氧化剂就可以达到较好的去除效果,但对于某些不含有强供电子特性基团的有机物,此时利用单一的臭氧氧化体系就无法将其很好地降解。因此,通过理论可行性研究和实验有效性验证,建立能够高效去除水中难降解有机物的臭氧体系对于水处理行业发展有着重要的意义。本文以臭氧难降解的农药阿特拉津作为反应底物,基于亚铁离子和羟胺都能有效催化和活化臭氧的特点,建立了以产生羟基自由基、四价铁离子、单线态氧等活性物质为核心的臭氧高级氧化体系,对该体系降解底物的反应条件和影响因素进行了优化,此外对反应体系产生的活性物质以及反应路径进行了研究,分析了底物阿特拉津的降解产物以及降解路径。首先,以阿特拉津作为目标污染物,研究了不同反应体系对阿特拉津降解效能的影响规律。结果表明,基于臭氧/羟胺/亚铁的高级氧化体系在降解阿特拉津的过程中表现出良好的去除效果,随后对反应条件进行了优化。结果表明,在阿特拉津浓度为1μM的条件下,臭氧浓度为28μM,亚铁离子浓度为5μM,羟胺浓度为4μM,p H为3.0,反应温度为20℃时,对阿特拉津的去除率达到最大值90%。同时,研究了终止剂浓度、水中碱度、常见阴阳离子对该体系氧化降解阿特拉津效能的规律。结果表明,当终止剂浓度为阿特拉津浓度的1250倍时,对阿特拉津浓度测定影响最小,相对实验偏差为0.5%。水中的1 m M碳酸氢根碱度以及2 m M的氯离子和磷酸根离子会对臭氧/羟胺/亚铁体系降解阿特拉津的效能产生明显的抑制作用。后续考察了在臭氧/羟胺/亚铁反应体系中可能涉及的活性物种,对该体系中羟基自由基以及四价铁离子进行了定性测定和研究分析。采用碳酸氢根离子作为抑制剂对目标物的降解进行抑制实验,通过对比已有研究确立了该反应产生活性物种的路径和机理,推测出臭氧/羟胺/亚铁体系降解阿特拉津的中间产物以及该反应体系降解阿特拉津的反应路径。
李显芳,印成,万巧玲,余薇薇,毕生兰[2]（2019）在《三峡库区重庆段水体中有机污染物的研究进展》文中研究指明重庆是三峡库区特大型重点城市,近年来因为城市经济、人口、工业、交通等全面增长,三峡库区重庆段水体有机物污染加重,甚至可能影响饮用水安全。笔者根据国内外相关研究文献,针对三峡库区重庆段水体有机污染物（如多环芳烃、邻苯二甲酸酯、有机氯农药）的现状进行了综述,提出了保障饮用水安全的建议,同时也对未来的研究工作和方向做了展望。
马晓东[3]（2019）在《反渗透膜污染控制及清洗方案优化》文中认为反渗透技术由于优异的脱盐能力,被广泛应用在水处理行业,在应用过程中膜污染问题是影响设备运行的关键。不同的水源和预处理工艺会产生不同的污染物,因此防治膜污染时,必须针对水源和预处理进行研究,提出污染控制方案。本文以盘锦和运集团500 t/h脱盐水项目作为依托,该项目2012年投产,目前反渗透膜污染严重,产能衰减近50%,清洗周期为1个月。为解决该问题,首先采用ROSA70软件对反渗透系统进行测算,结果表明:A组反渗透有70%膜面积被污堵。在研究污染物组成时采取解剖膜元件的方法取得污染物样品,利用常规滴定法和EDS能谱仪对污染物进行定性和定量分析,确定污染物元素组成以钙、镁、钛、铁、碳、氧为主,其含量为钙元素占18.13%,镁元素占8.75%,钛元素占4.3%,铁元素占4.78%,碳元素占9.25%,氧元素占50.5%。采用对比分析的方法对不同预处理的淤泥密度指数（SDI）、浊度、菌落数、产能、脱盐率、阻垢性能展开研究,最后论证该水源下超滤是最合适的预处理工艺。在公司二期1100 t/h脱盐水项目上运用超滤作为预处理技术,项目投产后反渗透清洗周期为6个月。此外在预处理调整方面对超滤水箱采取杀菌处理,将水箱菌落数从1000个以上控制到113个,提高了预处理对微生物处理效果。工艺改进方面将阻垢剂用量由3 mg/L调整至5 mg/L,使原500 t/h项目中反渗透膜的清洗周期从1个月延长至2个月。根据膜污染物组成制定化学清洗配方,通过正交实验的极差分析法确定各清洗剂的影响关系,并对比清洗后膜通量恢复情况,从而获得最适合的基础化学清洗配方:0.2%盐酸、2%柠檬酸、1%草酸混合作为酸洗配方,0.2%氢氧化钠、2%乙二胺四乙酸（EDTA）、0.01%三聚磷酸钠作为碱洗配方。为提高清洗效果将脂肪醇聚氧乙烯醚和聚乙二醇辛基苯基醚与基础化学清洗配方复配,该配方富含的异辛基和苯基官能团,能够提高对污垢的结合和渗透作用。配方中含有的聚氧乙烯醚能够增加污垢间的空间位阻作用,防止清洗过程中的污垢再次沉积在膜表面。该配方清洗液可以将反渗透通量提升42%,比常规清洗液提高1倍以上。通过对表面活性剂和膜表面的接触角进行研究后,证明0.2%浓度的脂肪醇聚氧乙烯醚有最小的接触角44.4度,对清洗物表面的润湿性最好。
闫韫,王路,宗栋良,常爱敏[4]（2018）在《水中半挥发性有机污染物的应急筛查技术》文中研究说明近年来,突发性水环境污染事件频发,供水安全受到威胁,应急监测越来越受到重视。种类繁多、危害严重的半挥发性有机污染物是应急监测的难点。介绍了半挥发性有机污染物筛查技术的研究进展,分析了各种筛查技术的优点和不足,并提出了进一步研究的方向。
孙彦龙[5]（2018）在《Ce/Mn/Al2O3-EG的制备及其吸附四环素与微波-紫外再生研究》文中研究指明本文针对现阶段吸附材料热再生过程中会释放吸附态有机污染物产生二次污染的问题,设计了具有催化性能且稳定可多次循环使用的双功能吸附材料Ce/Mn/Al2O3,以强化吸附材料再生过程中对吸附态有机污染物的降解能力。在此基础上加入膨胀石墨（EG）作为吸波介质并采用微波-紫外体系对Ce/Mn/Al2O3-EG复合吸附材料进行再生,不但可利用微波再生吸附材料的优势,还可进一步消除进入气相中的有机污染物。以强化消除吸附态有机污染物为目标,设计并制备了可热催化再生双功能吸附材料Ce/Mn/Al2O3。以拟薄水铝石为吸附材料前驱体、过渡金属元素锰为催化剂,以稀土元素铈为助催化剂、PEG2000为造孔剂。制备条件为:催化剂、助催化剂、造孔剂添加量分别为5%wt、5‰wt、10%wt,采用固相烧结法于空气气氛下450℃煅烧4 h,并以四环素为目标污染物对所制备材料进行评价。在造孔剂PEG2000及助催化剂铈共同作用下,所制备材料对四环素的吸附容量可由负载催化剂后的78.0 mg/g提高到196.4 mg/g,大幅降低了催化剂对材料吸附性能产生的负面影响。同时再生过程中双功能吸附材料Ce/Mn/Al2O3可使吸附态四环素矿化度由16.3%提高到38.5%,且再生温度由563℃下降到457℃,强化了四环素的降解并减少了再生能耗。通过对材料微观形貌、结构及吸附动力学、热力学研究,发现所制备材料对四环素的吸附过程分阶段进行且符合拟二级动力学模型,并计算出吸附过程表观活化能为63.924 KJ/mol;造孔剂及助催化剂通过抑制催化剂产生的晶格畸变及孔洞堵塞来提高材料的吸附能力。为进一步消除吸附材料再生过程中进入气相中的降解中间产物,设计并制备了具有吸波能力的Ce/Mn/Al2O3-EG复合吸附材料。以微波加热制备Ce/Mn/Al2O3-EG复合吸附材料,以微波-紫外再生技术对使用后材料进行再生,并通过响应曲面法对制备及再生过程进行优化。根据复合材料升温及吸附性能的变化筛选了吸波介质,结果显示膨胀石墨掺杂量为8 wt%时即可使复合材料在500W微波输出功率下100 s升高到500℃以上,仅为石墨粉添加量的1/5。同时膨胀石墨良好的导热性避免了微波加热过程中局部过热对材料产生的破坏。以吸附及催化性能为评价指标确定了材料最佳制备工艺为:微波辐射时间6.5 min、微波功率500 W、前驱体投加量为8 g。对材料表征发现微波加热制备材料的微观形貌及结构与传统加热相似,确定了微波可代替传统加热在较短时间内合成目标材料。以再生率及四环素矿化度为评价指标对材料再生过程进行优化,确定了最佳再生工艺参数为:再生时间11 min、微波功率560 W、再生质量6.5 g。通过对吸附材料及再生技术的共同作用,吸附材料再生过程中四环素矿化度可由16.3%提高到71.7%,大幅降低了挥发性有机物的释放。开展了微波-紫外再生技术对气相中有机污染物降解机理的研究,以进一步强化再生过程、提高其矿化能力。根据外部输入条件对反应器内部条件及吸附态四环素矿化度的影响,发现紫外光强、进气湿度、空气流量为微波-紫外体系矿化有机物的主要影响因素。这说明无极紫外灯的加入使反应器内发生了气相降解过程。吸附材料再生时反应器内可检测到臭氧产生,峰值浓度在100-200 ppm之间,但其未主导污染物的矿化,而水蒸汽对矿化过程有显着影响。根据无极紫外灯发射波长及反应器内物质化学键裂解能,推测出了反应器内气相中的光反应过程,确定了使气相中有机物矿化的主要活性物种为紫外光激发臭氧、水蒸气分解产生的单线态氧及OH·。微波-紫外再生吸附材料过程中吸附态有机物的降解主要分为两阶段:吸附态四环素在材料表面热催化分解过程;进入气相中的中间产物降解过程。根据气相中间产物分析可进一步确定气相中有机物的降解是通过紫外光解、臭氧氧化及自由基氧化三部分共同完成,且烃类化合物较芳环类化合物在此体系内更容易被矿化为水和二氧化碳等无机物。
宋凯[6]（2017）在《基于垃圾渗滤液污染的松散孔隙地下水环境自净模拟研究》文中研究指明我国填埋场污染场地整治的基本思路是在对其就地封场以最大限度减少渗滤液产生量的基础上依靠地下水的自净能力使其环境得以自然恢复。由于填埋场址区地下水的自然恢复过程很大程度上取决于该区水文地质条件、垃圾填埋或堆放规模、渗滤液的组分及下渗量等因素,因此,国内外地下水环境自然恢复相关研究成果很难直接应用于不同填埋场址区地下水环境的自然恢复的预测计算与评价。有鉴于此,有必要针对我国富水性强、渗流快、环境较敏感的填埋污染场地,进行包气带中污染物的截留-释放机理与效率及饱水带中污染地下水的自然恢复过程的研究,以便为地下水环境的保护及污染场地地下水环境修复行动决策提供科学依据。鉴于一维淋滤柱物理模型忽视了柱体内介质含水率变化及溶质浓度梯度变化对模型试验的影响,本研究综合考虑上述因素构建三维物理模型,将包气带与饱水带视为整体进行模拟试验研究,定量阐明包气带对污染物截留-释放机理。研究表明:包气带中对污染物的截留存在饱和量,其与包气带介质孔隙体积及渗滤液性质等因素相关。截留量中可分为“动态截留”及“稳定截留”两个部分,“动态截留量”是指增加包气带含水率构建下渗通道而产生的“损失”,该部分极易重新释放进入地下水系统,是污染场地包气带对地下水环境“二次污染”的主要来源;而通过包气带的吸附及生物化学作用转化或分解不再释放于含水层中的部分,则定义为“稳定截留量”,该部分是包气带截污性能的主要体现。在好氧条件下,包气带对污染物的衰减主要依靠消耗O2的氧化反应,如有机物的氧化,NH3-N与NO2-氧化为NO3-,S2-氧化为SO42-,皆为自发反应。包气带介质对COD、NH3-N的吸附截留明显,COD单位吸附强度为100.17199.06mg/kg,NH3-N的单位吸附强度为28.9339.08mg/kg。在本次试验的淋滤强度下,包气带介质的孔隙含水体积增量△θ约占有效孔隙度的2738%,弥散系数Ds介于20.827.5m2/d之间,弥散度as介于1.962.53m。针对地下水数值模拟的不确定性问题,本次研究从概念模型、参数不确定性等方面,应用多模型分析及数值方法,提高数值模型精度并应用于地下水环境自然恢复的模拟计算。研究表明:以改良的A-C为参数样本采样算法及AICc判定准则为分析手段构建的多模型分析方法可识别不同不确定性因素的敏感性,能在较为高效及准确地获得参数最优区间的同时完成较优概念模型的甄选。应用A-C采样算法取样达20组,即参数样本采集个数为45000时,参数的均值和方差趋于平稳。依据地形条件差异构建的1#、2#概念模型,结合采集的100组参数样本分别建立数值计算模型,可由两方面分析两组概念模型的优劣。其模拟计算输出数据与实测值间方差<2的模型分别占比为65%,46%;根据AICc判定准则剔除Delta值>10的计算模型后,考虑垃圾堆体对地形条件改变的1#模型中仅剩余10个模型,累计后验概率0.996,剩余计算模型的水位众数与观测值几乎重合,2#模型仍剩余21个模型,而其排列前10的模型累计后验概率仅为0.884。基于不确定性分析获得的数值模型,通过系列观测资料及前述包气带对污染物截留-释放相关研究成果对模型进行修正,并将其应用于研究区地下水环境恢复的预测计算。实例研究表明:在地下水环境恢复过程中通过实际观测资料对模型不断修正是保证模型可靠性的基础,依靠系列监测资料修正后的模型输出的模拟结果与实际监测值更为吻合;根据灰色关联分析,修正后模型输出的时间序列值与实际监测值的关联度可由0.41890.5184提升至0.80540.8256。根据渗滤液污染物质的衰减速率与地下水环境恢复预测结果分析,污染的地下水在水力交替条件好的强渗透性松散孔隙介质环境中在填埋场未稳定化前就得以逐步恢复。此时,地下水环境快速恢复的主要控制因素为侧向补给的混合稀释及溶质的对流弥散,而非污染物质在介质中的自然转化或降解。根据地下水环境污染控制原则,强渗透性松散孔隙介质的地下水环境恢复过程中对污染物迁移范围的控制成为首要问题。若未采取地下水动力阻隔措施的条件下,此类介质地下水环境自然恢复方法仅适用于下游存在足够环境容量的受纳水体及污染物运移路径无地下水开发利用的非敏感区域。
刘凌炜[7]（2016）在《曝气吹脱处理饮用水典型致嗅物质的应用研究》文中进行了进一步梳理饮用水水质安全日益受到人们的重视。常规水处理工艺不能有效地去除水体中以土臭素（GSM）和二甲基异莰醇（2-MIB）为代表的典型致嗅物质。本文以土臭素（GSM）和二甲基异莰醇（2-MIB）为研究对象,系统开展了曝气吹脱去除饮用水中典型致嗅物质的静态和动态试验,取得主要研究结果如下:（1）确定了最佳的吹扫捕集条件:样品吹扫温度为60℃、吹扫时间为11min、捕集阱的温度为20℃、传输管线温度为125℃;利用气相色谱质谱联用仪（GC/MS）得出2-MIB的特征离子为95和107,保留时间为10.8min;GSM的特征离子为112和125,保留时间为13.9min。（2）研究了静止和扰动条件下GSM和2-MIB的挥发去除特性。典型致嗅物质的挥发过程可用一级动力学方程表征,挥发速率常数与两相接触面积A、亨利常数H、环境温度T、速度梯度G等条件有关。自然挥发的去除效果有限。（3）研究了气源、曝气量、水质、初始浓度和温度对曝气吹脱致嗅物质效果的影响,发现温度和曝气量对曝气吹脱效果有较大影响。在相同气水比不同曝气量条件下,小气量时的去除率略大于大气量的去除率;25℃条件下GSM和2-MIB的去除率分别是5℃的1.7倍和2.5倍。（4）分析了不同曝气条件下,深水中GSM和2-MIB浓度的时空分布特性。在一级动力学方程的基础上建立了深水曝气吹脱动力学模型,并利用阿伦尼乌斯公式对曝气吹脱系数进行了温度修正。模型预测值与实验实测值间的误差在10%范围内;曝气头的最佳淹没水深约为1.2m。
郑辉[8]（2012）在《La/Ce掺杂钛基二氧化铅电极制备及性能研究》文中研究说明随着现代工业和经济的快速发展,水体污染已成为多个国家所面临的严峻问题,阻碍着社会可持续发展的进程。电化学氧化法是一种环境友好型的氧化技术,目前其核心问题是高性能阳极的制备。Pb02作为一种优良的电催化氧化阳极材料,具有耐腐蚀性好、析氧过电位高和成本较低等优点。然而,在对有机物的电化学氧化处理过程中,传统二氧化铅阳极的催化性能和稳定性仍然不够理想。最近一些研究结果表明,各类掺杂技术能提高二氧化铅电极的性能,应用前景较佳。本文以性能优良的改性二氧化铅电极作为电催化氧化技术的核心,以亚甲基蓝（MB）、对氨基苯酚（PAP）和阳离子金黄X-GL为目标污染物,进行了典型难生化有机污染物处理的实验研究。在总结现有Ti/PbO2电极制备方法的基础上,提出在将钛基体粗化处理后,热分解涂覆锡锑氧化物底层的新方法;然后在碱性条件下电沉积α-Pb02为中间层;最后在酸性条件下电沉积稀土氧化物掺杂的β-Pb02为表面层。采用自制的改性电极对亚甲基蓝、对氨基苯酚和阳离子金黄X-GL模拟废水降解的工艺条件进行了考察,这些工艺条件包括,电解质浓度、初始污染物浓度、电极极距、电流密度和pH值。结果表明,采用La/Pb02电极,在0.15molhL-1电解质浓度、6.0cm电极极距、71.4mA·cm-2电流密度和pH值为3下降解200mg·L-1的MB,3h后,MB浓度和COD去除率分别达到了85.74%和82.83%,在此基础上探究了稀土元素掺杂量对亚甲基蓝降解的影响,结果表明,当La和Ce掺杂量分别为8g·L-1和5g·L-11时,电极对污染物降解效果显着。采用Ce/Pb02电极,在0.3mol·L-1电解质浓度、6.0cm电极极距、71.4mA·cm-2电流密度和pH值为3下降解500mg·L-1的PAP,3h后,PAP浓度和COD、TOC去除率分别达到了100%,86.300%和59.64%。采用共掺杂的La,Ce/Pb02电极,在0.2mol·L-1电解质浓度、6.0cm电极极距、71.4mA·cm-2电流密度和pH值为3下降解200mg·L-1的阳离子金黄X-GL,3h后,染料色度和COD、TOC去除率分别为98.80%。,89.35%和23.93%;同时发现,La203和Ce02掺杂比为1:1时,降解性能最好,其降解过程符合拟一级动力学。与传统的Pb02电极相比较,掺杂或共掺杂后,电极对有机物的降解能力提高了近10%。利用SEM、EDS和XRD分析了电极的表面形貌、元素组成和晶体结构,用线性扫描（LS）和循环伏安（CV）对电极的电化学性能进行了测试。研究表明,经稀土氧化物掺杂后电极表面的微观结构发生了变化,电极表面变得更加致密、均匀,抑制了新生态氧、α-PbO2层和TiO2绝缘层的生成;稀土元素在电极表面得到了更多的富集,使电极表面的吸附点和活性点位数增加;电极的晶面取向发生了变化;析氧过电位和峰电流密度也得到了更大的提高,实现了电极的高催化活性和宽电位窗口,适应于各种有机物的降解。这些均说明,添加稀土氧化物可以提高Pb02电极的电化学性能和稳定性。气相色谱和质谱联用（GC-MS）、离子色谱（IC）和液相色谱（HPLC）检测结果显示,在羟基自由基等活性基团的作用下,三种有机物先降解为大分子的中间产物,而后这些物质开环、断键被氧化成小分子有机酸或离子,最终彻底矿化为二氧化碳和水,实现了污染物的有效降解。
田艳[9]（2012）在《气相色谱—质谱法测定乌鲁木齐市生活饮用水中痕量邻苯二甲酸酯类物质的研究》文中研究指明目的：1)本研究通过采用正交实验方法对乌鲁木齐市管网末梢水中邻苯二甲酸酯类物质GC-MS检测条件进行优化，建立一种测定生活饮用水中邻苯二甲酸酯类有机污染物的固相萃取-气质联用的定性定量分析方法。2)将确定的最佳固相萃取浓缩方法用于乌鲁木齐市红雁池、城建股份、三甬碑三个水厂采集的水样前处理，并对其进行邻苯二甲酸酯类有机污染物的定性定量分析，对其可能的污染来源进行分析，为邻苯二甲酸酯类有机污染的防治提供科学依据，并考察当前的自来水处理工艺对邻苯二甲酸酯类有机污染物的去除效果。3)了解天山乌鲁木齐河源1号冰川源头水中有机污染的现状，对邻苯二甲酸酯类有机污染物的定性定量分析，分析可能的污染来源。方法：首先采用固相萃取预处理和气质联用对10种邻苯二甲酸酯类物质（PAEs）进行测定，针对影响固相萃取的3个主要因素，即固相萃取柱、洗脱剂、洗脱时间，利用正交实验进行萃取条件的优化。再用优化好的方法对乌鲁木齐市的三个入厂水和出厂水以及1号冰川的20L水样进行固相萃取预处理、浓缩水样、洗脱、氮气吹干、最后用正己烷定容至1mL，用GC/MS进行检测，得到的质谱图与NIS2005库比对检索，对检出的化合物进行定性，根据标准品配制相关的标准曲线，计算出乌鲁木齐市的三个入厂水和出厂水以及1号冰川的邻苯二甲酸酯类物质的浓度，并确定1号冰川源头水中的主要有机物的种类。结果：由正交实验得到最佳萃取条件：固相萃取柱为HLB柱，洗脱剂为乙酸乙酯，洗脱时间为25分钟，并确定了10种PAEs的相关系数（0.9900.998）、最低检出限（0.03μg/L）、回收率（71.67%84.67%）。确定了乌鲁木齐市三个出厂水、入厂水中以及1号冰川源头水中10种邻苯二甲酸酯类物质的浓度，其中邻苯二甲酸二丁酯浓度在源头水、乌鲁木齐市水厂中均较高,超出我国《生活饮用水卫生标准》（GB5749一2006）0.003mg/L的限值。而在我国《生活饮用水卫生标准》（GB5749一2006）范畴内的还有邻苯二甲酸二乙酯、邻苯二甲酸一乙基己基己二酸酯、邻苯二甲酸-乙基-2-乙基己基酯均未超出其限值。其余6种邻苯二甲酸酯类物质目前尚无限值，且含量相对较高，如邻苯二甲酸环己酯等。关于去除率，三个水厂对邻苯二甲酸酯类物质的去除能力明显不足，其中城建股份水厂的去除效果明显好于红雁池水厂和三甬碑水厂。1号冰川源头水中检测出3类有机物，共计13种，但与大陆其他高山冰川相比，有机污染物的种类相对较少。结论：确定的最佳固相萃取方法线性相关性较好，精密度高，准确性好，适于水中痕量PAEs的测定。乌鲁木齐市各水源均存在一定邻苯二甲酸酯类物质的污染，各水厂的自来水处理工艺对有机污染物去除明显不足，望今后能提高改革力度，尽快改善居民的饮用水质。
鲁英[10]（2010）在《乌鲁木齐市生活饮用水中有机物现状及其类雌激素效应的研究》文中研究表明目的：目前已知的有机物种类约700万种,其中人工合成的有机物种类达十万种以上且以每年2000种的速度递增。很多有机污染物本身有一定的生物积累性和致癌、致畸、致突变的三致作用,一些有机物对人的生殖功能可以产生不可逆的影响,是人类的隐型杀手。目前,发现我国很多城市的水源水和自来水中的有机物种类和数量相当大,污染问题突出,在一些城市的自来水中检测到了具有内分泌干扰效应的有机物。但是我区尚未开展有关具有环境内分泌干扰效应的有机物的监测工作,而且乌鲁木齐市的主要饮用水来源为冰川融水,其有机污染物可能也会与其他以江河水为主要源水的地方有所区别。本研究旨在确定乌鲁木齐市以地表水为主要来源的入厂水和出厂水中的主要有机物,对其可能来源进行分析,为有机污染的防治提供科学依据,并考察当前的自来水处理工艺对有机物的去除效果,为自来水厂的工艺改革提供参考依据。在此基础上对有机物的雌激素效应进行检测,探究环境有机物的雌激素效应作用机制,探索水环境污染可行的生物标志物。方法：1)于2009年8月上旬采集乌鲁木齐市以地表水为主要源水的三个水厂的入厂水及出厂水各100L。每20L用1支HLB固相萃取柱将水样浓缩,溶剂洗脱,氮气吹干后,用正己烷定容至lml。用GC/MS进行检测,将得到的质谱图与NIST2005库比对检索,对检出的化合物定性。在此基础上,计算检出物的峰面积,确定乌鲁木齐市水中主要的有机物的种类；2)通过一级质谱确定保留时间,摸索合适的碰撞能量,对二级质谱进行优化,建立气相-三重四极杆串联质谱在MRM模式下定量分析邻苯二甲酸甲酯、邻苯二甲酸乙酯、邻苯二甲酸丁酯、邻苯二甲酸异丁酯、邻苯二甲酸戊酯5种邻苯酸酯类物质的方法,并对乌鲁木齐市生活饮用水中所含5种邻苯酸酯类物质进行定量分析；3)根据邻苯酸酯类物质的定量结果和其他各种有机物的峰面积,得到乌鲁木齐市生活饮用水中各种有机物的浓度。根据CAS号,在MSDS和Chemical book数据库中检索三个水厂入厂水和出厂水中有机物的LD50,并查阅相关国家标准。以LD50为纽带,以有国家标准的物质为基准,对尚未设立国家标准的水中有机物进行限值估计,将其引入Nemerow指数,对水质进行综合评价。Nemerow指数越高,水质越差；4)选择体重15.93±2.67克的健康清洁级ICR雄性小鼠50只,适应性喂饲1周后,随机分为5组,每组10只。分别将HLB柱浓缩的各出厂水的有机物提取物溶于DMSO中。设对照组（0.25 mL·kg-1DMSO组）低剂量（1.25L水中有机提取物·kg-1组）、中剂量（2.5L水中有机提取物·kg-1组）、高剂量（5L水中有机提取物·kg-1组）、17β-雌二醇（1mg·kg-1）5个剂量组。每天经口灌胃给予各组小鼠饮用水有机提取物,连续染毒15天,称重,眼球采血,处死小鼠后,取睾丸进行SOD、MDA、ACP、AKP、γ-GT活力各项指标的测定,并检测血清中的睾酮和卵泡刺激素；5)37℃、5%CO2、100%湿度在96孔培养板中用无酚红的DMEM/F12去激素血清培养基培养MCF-7细胞,以无水乙醇为溶剂对照,17-p-雌二醇（分别以10-6mol/L、10-9mol/L、10-12mol/L）为阳性对照,实验组为6个水样提取物,每个提取物设相当于原水量500 ml、1000ml和2000 ml的低、中、高3个剂量组,每个剂量设4个复孔。以Alamar Blue为细胞增殖检测剂,分别在12小时、24小时、48小时后用酶标仪测定各孔吸光度值（A）,并计算平均A值和增殖率。根据细胞增殖情况,选择中、高剂量组（即每个提取物设相当于原水量1000 ml和2000ml）,在12孔板中无酚红去激素血清培养MCF-7细胞48小时,染毒24小时,trazol法提取总RNA,进行逆转录。从样品中随机抽样,用普通PCR扩增Hsp90AAl基因、ERa基因、ERRa基因,进行凝胶电泳,在紫外灯下切胶,得到上述基因的纯品。分别将所得的各基因的纯品按101、102、103、104、105、106、107浓度梯度稀释,用dEPC水做阴控,采用实时荧光定量PCR仪制备各基因的标准曲线。采用实时荧光定量法对Hsp90AA1基因、ERa基因、ERR基因表达进行定量分析；6)将MCF-7细胞在24孔培养板中用无酚红去激素血清培养基培养24小时后,以无水乙醇为溶剂对照,实验组为6个水样提取物,浓度为各水样增殖率最高的剂量组,细胞爬片,用荧光免疫化学法检测测Bax蛋白和Bcl-2蛋白的表达情况,计算Bcl-2/Bax比率。结果：1)确定了乌鲁木齐市以地表水为主要来源的入厂水和出厂水中的主要有机物有烷烃类、酯类、羧酸类、芳香烃、酮类、醇类、烯烃类、酰胺类共计8大类39种,其中烷烃类在各水样中检出最多,其次为酯类、羧酸类、芳香性化合物,但与其他省市的同类研究比较,乌鲁木齐市的地表水源污染物的种类较少；2)乌鲁木齐市以地表水为主要来源的入厂水和出厂水中的主要有机物在EPA黑名单中的有邻苯二甲酸酯类,包括邻苯二甲酸二甲酯、邻苯二甲酸二乙酯、邻苯二甲酸二丁酯、邻苯二甲酸二异辛基酯、邻苯二甲酸丁基辛基酯、邻苯二甲酸二（2-甲基丙基）酯；3)对乌鲁木齐市以地表水为主要水源的三个水厂的入厂水和出厂水中的主要有机物进行分析评价,A厂（红雁池水厂）对烷烃类、酯类、羧酸类和芳香性化合物的去除率要高于B厂（城建股份水厂）和C厂（三甬碑水厂）；4)A入厂水的Nemerow评分远高于其他水厂的入厂水,提示A水厂的有机物污染状况较其他水厂严重。各水厂入厂水的评分均高于出厂水的评分,说明出厂水水质优于入厂水；5)动物实验结果显示,乌鲁木齐市以地表水为主要原水的三个自来水厂的出厂水中的有机物对雄性小鼠未呈现出明显的抗雄激素作用；6)MCF-7细胞增殖实验染毒24小时后,阴性对照组与水样高、中剂量组的差异有统计学意义,与低剂量组无统计学差异；阳性对照的中剂量组与水样各剂量组的差异有统计学意义。阳性对照中剂量组对MCF-7细胞促增殖率最大,染毒24小时后,高、中剂量组的促增殖效应强于低剂量组,但是染毒48小时后,各水样低剂量组几乎都显示出了较高、中剂量组更强的增殖率；7)各组的Bax蛋白荧光灰度值之间有统计学差异（P<0.05）,各实验组Bax蛋白荧光灰度值低于阴性组。各组的Bcl-2蛋白荧光灰度值之间有统计学差异（P<0.05）,除C出厂水组外,其它各实验组Bcl-2蛋白荧光灰度值高于阴性组。各组的Bcl-2/Bax比率（Bcl-2蛋白荧光灰度值与Bax蛋白荧光灰度值的比）之间有统计学差异（P<0.05）,各实验组的Bcl-2/Bax比率均高于阴性组（P<0.05）；A入厂水组、B入厂水组和C入厂水组的Bcl-2/Bax比率分别高于A出厂水组、B出厂水组和C出厂水组（P<0.05）；8)hsp90AA1的表达在高剂量组各水厂的入厂水和出厂水之间比较均存在显着性差异。B厂入厂水高剂量组MCF-7细胞hsp90AA1的表达上调,明显高于A、C水厂,但是B厂出厂水高剂量组对MCF-7细胞hsp90AA1表达的影响,与其他各水厂的出厂水相比,并未显示出显着性差异;hsp90AA1、ERa、ERRα基因表达呈明显正相关,hsp90AA1表达和ERα、ERRα表达的Pearson相关系数分别为0.988和0.944（P<0.05）。结论：乌鲁木齐市以地表水为主要源水的生活饮用水中的有机污染状况与我国其他地区相比污染程度较轻。水样作用而导致的细胞增殖现象,不是典型的通过核受体途径影响ERa的转录而产生的,更多的是依赖于非基因组效应。鉴于hsp90对环境污染物的敏感性及其表达与ERα和ERRα的相关性,建议将hsp90作为环境雌激素的效应标志物。
二、沱江水中有机污染物的定性分析（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、沱江水中有机污染物的定性分析（论文提纲范文）
（1）臭氧/羟胺/亚铁体系氧化降解阿特拉津的效能与机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 研究背景及意义 |
| 1.2 阿特拉津的性质和污染 |
| 1.2.1 阿特拉津的性质 |
| 1.2.2 阿特拉津的浓度与限值 |
| 1.2.3 阿特拉津的生物毒性 |
| 1.3 阿特拉津的降解 |
| 1.3.1 阿特拉津的降解技术 |
| 1.3.2 阿特拉津的降解机理 |
| 1.4 臭氧降解污染物的研究现状 |
| 1.4.1 臭氧氧化技术 |
| 1.4.2 污染物在臭氧体系中的降解路径 |
| 1.4.3 羟基自由基的反应与表征 |
| 1.5 羟胺的性质与应用 |
| 1.5.1 羟胺的性质 |
| 1.5.2 羟胺的应用 |
| 1.6 主要研究内容 |
| 1.6.1 研究的目的和意义 |
| 1.6.2 课题主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线图 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与配制方法 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 试剂配制方法 |
| 2.2 实验装置与设备 |
| 2.3 实验操作步骤 |
| 2.3.1 臭氧降解目标物实验 |
| 2.3.2 羟基自由基产率 |
| 2.4 分析与检测方法 |
| 2.4.1 臭氧浓度测定 |
| 2.4.2 阿特拉津浓度测定 |
| 2.4.3 甲醛浓度测定 |
| 2.4.4 反应产物测定 |
| 2.4.5 羟基自由基测定 |
| 2.4.6 四价铁离子测定 |
| 第3章 臭氧/羟胺/亚铁体系降解阿特拉津的效能与影响因素 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 阿特拉津在不同反应体系中的降解效能 |
| 3.3 亚硫酸钠对臭氧/羟胺/亚铁体系降解阿特拉津效能的影响 |
| 3.4 臭氧/羟胺/亚铁体系降解阿特拉津反应条件的优化 |
| 3.4.1 臭氧浓度的影响 |
| 3.4.2 羟胺浓度的影响 |
| 3.4.3 亚铁浓度的影响 |
| 3.4.4 反应pH的影响 |
| 3.4.5 反应温度的影响 |
| 3.4.6 底物浓度的影响 |
| 3.5 水质背景对臭氧/羟胺/亚铁体系降解效能的影响 |
| 3.5.1 无机阴离子对臭氧/羟胺/亚铁体系降解效能的影响 |
| 3.5.2 无机阳离子对臭氧/羟胺/亚铁体系降解效能的影响 |
| 3.6 水中碱度对臭氧/羟胺/亚铁体系降解效能的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 臭氧/羟胺/亚铁体系降解阿特拉津过程中活性物质与降解路径的分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 臭氧/羟胺/亚铁体系活性物质的分析 |
| 4.3 体系中羟基自由基与四价铁离子的测定与验证 |
| 4.3.1 体系中羟基自由基的测定 |
| 4.3.2 体系中四价铁离子的验证 |
| 4.4 体系中羟胺和四价铁离子的反应及降解路径 |
| 4.5 臭氧/羟胺/亚铁体系降解阿特拉津的机理与路径分析 |
| 4.5.1 臭氧/羟胺/亚铁体系降解阿特拉津的机理分析 |
| 4.5.2 臭氧/羟胺/亚铁体系降解阿特拉津的路径分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（2）三峡库区重庆段水体中有机污染物的研究进展（论文提纲范文）
| 1 早期研究 |
| 1.1 生物定性分析 |
| 1.2 化学定性分析 |
| 2 PAHs与PAEs的研究 |
| 2.1 PAHs污染调查 |
| 2.2 PAEs污染调查 |
| 3 常见内分泌干扰物调查研究 |
| 4 有机氯农药（OCPs）污染调查 |
| 5 其它有机污染物调查 |
| 6 小结与展望 |
（3）反渗透膜污染控制及清洗方案优化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 水资源现状 |
| 1.2 反渗透技术 |
| 1.3 反渗透膜污染的成因 |
| 1.4 反渗透膜污染控制方法 |
| 1.5 课题的提出和研究 |
| 2 反渗透膜污染状况的研究 |
| 2.1 水源对膜污染的影响 |
| 2.2 膜污染与能耗的模拟研究 |
| 2.3 反渗透膜污染物的制取 |
| 2.4 化学分析法对污染物定性分析 |
| 2.5 EDS能谱分析仪对污染物质的定量分析 |
| 2.6 小结 |
| 3 反渗透预处理系统的研究与改进 |
| 3.1 预处理系统合理性研究 |
| 3.2 预处理实验仪器及药品 |
| 3.3 考察预处理效果的研究方法 |
| 3.4 不同预处理工艺对污染物去除效果的影响 |
| 3.5 预处理工艺系统的改进与完善 |
| 3.6 小结 |
| 4 反渗透膜化学清洗研究 |
| 4.1 化学清洗药剂及仪器 |
| 4.2 化学清洗方法及接触角的研究 |
| 4.3 化学清洗试剂配方筛选 |
| 4.4 清洗效果影响因素的研究 |
| 4.5 非离子表面活性剂对清洗方案的改良 |
| 4.6 表面活性剂去污机理的研究 |
| 4.7 化学清洗成本经济性分析 |
| 4.8 小结 |
| 结论 |
| 论文创新点与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（4）水中半挥发性有机污染物的应急筛查技术（论文提纲范文）
| 1 筛查技术的起步阶段———GC和LC |
| 2 筛查技术的发展阶段———GC/MS和LC/MS |
| 3 筛查技术的成熟阶段———适于GC/MS的数据库应用 |
| 4 筛查技术的展望阶段———GC/MS/MS、LC/MS/MS、TOF-MS |
| 5 结语 |
（5）Ce/Mn/Al2O3-EG的制备及其吸附四环素与微波-紫外再生研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 课题背景及研究目的与意义 |
| 1.3 吸附材料研究现状 |
| 1.3.1 吸附的类型与应用 |
| 1.3.2 吸附材料再生技术 |
| 1.4 微波技术应用与吸波材料 |
| 1.4.1 微波与物质作用机理 |
| 1.4.2 微波吸收材料 |
| 1.4.3 微波-紫外再生技术 |
| 1.5 四环素的性质及目标污染物的选择 |
| 1.6 研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 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 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 材料制备方法 |
| 2.2.2 材料表征方法 |
| 2.2.3静态吸附实验 |
| 2.2.4 水样分析方法 |
| 2.2.5 材料再生方法 |
| 2.3 吸附模型及分析方法 |
| 2.3.1 吸附等温线模型 |
| 2.3.2 吸附动力学模型 |
| 2.3.3 吸附热力学模型 |
| 第3章 Ce/Mn/Al_2O_3吸附材料研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 可热催化再生吸附材料设计 |
| 3.2.1 催化剂负载对材料吸附及热催化再生性能的影响 |
| 3.2.2 催化剂负载量的影响 |
| 3.3 材料吸附性能强化研究 |
| 3.3.1 造孔剂影响研究 |
| 3.3.2 助催化剂影响研究 |
| 3.3.3 吸附过程及影响因素研究 |
| 3.3.4 吸附热力学分析 |
| 3.4 材料再生过程研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 Ce/Mn/Al_2O_3-EG吸附材料研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 吸波介质性能研究 |
| 4.2.1 吸波介质的吸波升温及吸附性能 |
| 4.2.2 吸波介质掺杂对材料吸波升温及吸附性能影响 |
| 4.3 Ce/Mn/Al_2O_3-EG制备研究 |
| 4.3.1 材料制备及吸附性能变化规律 |
| 4.3.2 材料制备及催化性能变化规律 |
| 4.3.3 微波与传统加热制备材料微观结构表征 |
| 4.4 Ce/Mn/Al_2O_3-EG再生研究 |
| 4.4.1 材料再生过程再生率变化规律 |
| 4.4.2 材料再生过程污染物矿化度变化规律 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 微波-紫外再生吸附材料机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 微波-紫外再生反应器组成及基本参数研究 |
| 5.2.1 反应器内温度变化规律 |
| 5.2.2 反应器内紫外光强变化规律 |
| 5.2.3 反应器内臭氧浓度变化规律 |
| 5.3 微波-紫外再生过程中四环素矿化度变化规律 |
| 5.3.1 再生体系对四环素矿化度的影响 |
| 5.3.2 再生条件对四环素矿化度的影响 |
| 5.4 微波-紫外体系内吸附态污染物矿化机理 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的论文及其他成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（6）基于垃圾渗滤液污染的松散孔隙地下水环境自净模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 垃圾渗滤液污染物特征及对地下水环境污染途径研究现状 |
| 1.2.2 渗滤液污染物在包气带中的截留及衰减研究现状 |
| 1.2.3 地下水模拟不确定性问题研究现状 |
| 1.3 论文选题、研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 论文选题思路 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究意义 |
| 1.3.4 技术路线 |
| 第2章 研究区水文地质框架与特征分析 |
| 2.1 成都平原区水文地质框架的组构 |
| 2.1.1 气象水文 |
| 2.1.2 地貌特征 |
| 2.1.3 地层岩性 |
| 2.1.4 地质构造 |
| 2.2 研究区概况与水文地质特征 |
| 2.2.1 研究区概况 |
| 2.2.2 地下水类型及含水层结构 |
| 2.2.3 地下水补径排特征 |
| 2.3 地下水渗流及溶质迁移的定量表征 |
| 2.3.1 试验目的 |
| 2.3.2 试验方法 |
| 2.3.3 试验结果及分析 |
| 本章小结 |
| 第3章 垃圾渗滤液污染物在包气带中的截留及释放机理研究 |
| 3.1 介质对垃圾渗滤液中污染物的截留及自然衰减作用原理 |
| 3.1.1 吸附作用 |
| 3.1.2 生物、化学作用 |
| 3.2 包气带淋滤-反淋洗试验研究 |
| 3.2.1 试验目的 |
| 3.2.2 试验模拟主体设计 |
| 3.2.3 试验方法 |
| 3.3 试验结果计算及分析 |
| 3.3.1 渗滤液淋滤平衡时间判断 |
| 3.3.2 渗滤液中污染因子截留机理研究 |
| 3.3.3 包气带介质对COD、NH_3~-N的释放机理研究 |
| 3.4 包气带“动态截留量”释放的动力学研究 |
| 3.4.1 包气带中“动态截留量”动力学模式 |
| 3.4.2 参数计算分析 |
| 本章小结 |
| 第4章 研究区地下水数值模拟的不确定性问题研究 |
| 4.1 地下水模拟不确定性问题类型 |
| 4.2 基于贝叶斯理论的地下水渗流场模拟不确定性问题研究 |
| 4.2.1 多模型的构建方法 |
| 4.2.2 基于概念模型及渗透性参数的不确定性问题多模型分析 |
| 4.2.3 地下水渗流场模拟不确定性分析 |
| 4.3 地下水模型不确定性问题数值试验研究 |
| 4.3.1 网格尺度的不确定性分析 |
| 4.3.2 含水介质数值模拟中弥散系数尺度效应的影响研究 |
| 本章小结 |
| 第5章 污染物在松散孔隙介质中的自净模拟研究 |
| 5.1 研究区的地下水水质背景 |
| 5.2 研究区地下水环境污染封场期污染现状拟合 |
| 5.3 模型修正及地下水环境自净模拟计算 |
| 5.3.1 污染源强分析 |
| 5.3.2 模型输出结果 |
| 5.3.3 精度对比分析 |
| 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及科研成果 |
（7）曝气吹脱处理饮用水典型致嗅物质的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 致嗅物质简介 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 嗅味物质分析方法 |
| 1.3.2 嗅味处理方法 |
| 1.4 研究内容及目标 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目标 |
| 2 P&T-GC/MS检测致嗅物质方法优化 |
| 2.1 检测设备及试剂 |
| 2.1.1 检测设备 |
| 2.1.2 标准物质与试剂 |
| 2.2 定性分析 |
| 2.3 吹扫捕集方法优化 |
| 2.3.1 样品吹扫温度的优化 |
| 2.3.2 吹扫时间的优化 |
| 2.3.3 捕集阱温度的优化 |
| 2.3.4 六通阀温度的优化 |
| 2.3.5 传输管线温度的优化 |
| 2.4 致嗅物质标准曲线的建立 |
| 2.5 小结 |
| 3 GSM和2-MIB的挥发特性 |
| 3.1 半挥发性有机物挥发原理 |
| 3.2 无扰动条件下的挥发特性及模型 |
| 3.2.1 静态挥发特性 |
| 3.2.2 挥发动力学方程 |
| 3.2.3 挥发速率常数的影响因素 |
| 3.2.4 静态挥发模型的验证与应用 |
| 3.3 有扰动条件下的挥发特性及模型 |
| 3.3.1 扰动挥发特性 |
| 3.3.2 扰动条件下的挥发动力学模型 |
| 3.3.3 扰动挥发动力学模型的应用 |
| 4 曝气吹脱GSM和2-MIB的特性 |
| 4.1 曝气吹脱原理 |
| 4.1.1 气液传质理论 |
| 4.1.2 实验流程 |
| 4.1.3 流量计校正 |
| 4.2 曝气吹脱效果的影响因素 |
| 4.2.1 气源 |
| 4.2.2 曝气量 |
| 4.2.3 原水水质 |
| 4.2.4 初始浓度 |
| 4.2.5 温度 |
| 4.3 小结 |
| 5 GSM和2-MIB的深水曝气动力学模型 |
| 5.1 深水曝气实验 |
| 5.1.1 气水比对曝气吹脱效果的影响 |
| 5.1.2 水深对曝气吹脱效果的影响 |
| 5.2 曝气吹脱动力学模型的建立 |
| 5.2.1 模型的建立 |
| 5.2.2 温度校正 |
| 5.2.3 模型验证 |
| 5.2.4 平衡态时的曝气吹脱动力学模型 |
| 6 曝气吹脱去除典型致嗅物质的技术经济分析 |
| 6.1 技术经济分析基础资料 |
| 6.2 技术经济分析结果 |
| 6.3 小结 |
| 7 结论和建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 硕士学习期间获得的科研成果 |
（8）La/Ce掺杂钛基二氧化铅电极制备及性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题背景及意义 |
| 1.2 研究内容 |
| 1.3 创新点 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 水体有机污染物现状及处理技术 |
| 2.1.1 水体有机污染现状 |
| 2.1.2 常见污染物处理技术 |
| 2.2 电化学水处理技术 |
| 2.2.1 电催化氧化法原理 |
| 2.2.2 电极材料的种类及应用 |
| 2.2.3 稀土掺杂钛电极研究 |
| 2.2.4 电化学水处理技术的优缺点 |
| 2.2.5 电催化氧化法的研究方向 |
| 第三章 电极制备及实验分析方法 |
| 3.1 电极的制备 |
| 3.1.1 电极制备装置 |
| 3.1.2 电极制备方法 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 实验材料及装置 |
| 3.2.2 分析测试方法 |
| 3.2.3 电极表征方法 |
| 第四章 La/PbO_2电极制备及性能研究 |
| 4.1 La/PbO_2电极与PbO_2电极降解MB的比较 |
| 4.2 工艺参数考察 |
| 4.2.1 电解质浓度的影响 |
| 4.2.2 MB初始浓度的影响 |
| 4.2.3 电极极距的影响 |
| 4.2.4 电流密度的影响 |
| 4.2.5 pH的影响 |
| 4.3 电极的电催化性能 |
| 4.3.1 电极涂层形貌分析 |
| 4.3.2 线性扫描分析 |
| 4.4 稀土掺杂量对电极性能影响 |
| 4.4.1 不同掺杂量下降解MB |
| 4.4.2 电极涂层形貌分析 |
| 4.4.3 电极晶向结构分析 |
| 4.4.4 线性扫描分析 |
| 4.4.5 循环伏安分析 |
| 4.5 中间产物分析 |
| 4.5.1 IC分析 |
| 4.5.2 GC-MS分析 |
| 4.5.3 降解途径探讨 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 Ce/PbO_2电极制备及性能研究 |
| 5.1 不同电极对PAP降解比较 |
| 5.2 工艺参数考察 |
| 5.2.1 电解质浓度的影响 |
| 5.2.2 PAP初始浓度的影响 |
| 5.2.3 电极极距的影响 |
| 5.2.4 电流密度的影响 |
| 5.2.5 pH的影响 |
| 5.3 电极的电催化性能 |
| 5.3.1 电极涂层形貌分析 |
| 5.3.2 电极表面元素分析 |
| 5.3.3 电极晶向结构分析 |
| 5.3.4 线性扫描分析 |
| 5.3.5 循环伏安分析 |
| 5.4 中间产物分析 |
| 5.4.1 IC分析 |
| 5.4.2 HPLC分析 |
| 5.4.3 GC-MS分析 |
| 5.4.4 降解途径探讨 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 La,Ce/PbO_2电极制备及性能研究 |
| 6.1 不同掺杂比的电极降解阳离子金黄X-GL |
| 6.1.1 降解效果的比较 |
| 6.1.2 降解动力学模型 |
| 6.2 电极的电催化性能 |
| 6.2.1 电极涂层形貌分析 |
| 6.2.2 电极表面元素分析 |
| 6.2.3 电极晶向结构分析 |
| 6.2.4 线性扫描分析 |
| 6.2.5 循环伏安分析 |
| 6.3 工艺参数考察 |
| 6.3.1 电解质浓度的影响 |
| 6.3.2 初始浓度的影响 |
| 6.3.3 电极极距的影响 |
| 6.3.4 电流密度的影响 |
| 6.3.5 pH的影响 |
| 6.4 中间产物分析 |
| 6.4.1 IC分析 |
| 6.4.2 GC-MS分析 |
| 6.4.3 降解途径探讨 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论及建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（9）气相色谱—质谱法测定乌鲁木齐市生活饮用水中痕量邻苯二甲酸酯类物质的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 1 材料 |
| 2 研究方法与对象 |
| 3 统计学分析 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学位论文 |
| 导师评阅表 |
（10）乌鲁木齐市生活饮用水中有机物现状及其类雌激素效应的研究（论文提纲范文）
| 中英文缩略词对照表 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 第一部分 乌鲁木齐市地表源水及其出厂水中有机物的检测 |
| 1. 材料与方法 |
| 1.1 仪器与试剂 |
| 1.2 方法 |
| 1.3 质量控制 |
| 1.4 结果分析方法 |
| 1.5 统计学方法 |
| 2. 结果 |
| 3. 讨论 |
| 4. 小结 |
| 第二部分 地表源水及其出厂水中邻苯酸酯类物质的定量分析 |
| 1. 材料与方法 |
| 1.1 仪器与试剂 |
| 1.2 样品前处理 |
| 1.3 色谱分析条件 |
| 1.4 定性及定量分析 |
| 2. 结果 |
| 3. 讨论 |
| 4. 小结 |
| 第三部分 以ID_(50)为基础的水中有机污染物评价方法的建立 |
| 1. 材料与方法 |
| 1.1 使用校正峰面积计算其他有机物的量 |
| 1.2 数据库的检索 |
| 1.3 基于有机物量的水质单项指标和综合指标评价方法 |
| 2. 结果 |
| 3. 讨论 |
| 4. 小结 |
| 第四部分 水源水中痕量有机物的雌激素效应 |
| 1. 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.2 方法 |
| 2. 结果 |
| 3. 讨论 |
| 4. 小结 |
| 全文总结 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 个人简历 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
| 导师评阅表 |
四、沱江水中有机污染物的定性分析（论文参考文献）
- [1]臭氧/羟胺/亚铁体系氧化降解阿特拉津的效能与机理[D]. 蔡婳婳. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [2]三峡库区重庆段水体中有机污染物的研究进展[J]. 李显芳,印成,万巧玲,余薇薇,毕生兰. 环境与健康杂志, 2019(07)
- [3]反渗透膜污染控制及清洗方案优化[D]. 马晓东. 大连理工大学, 2019(03)
- [4]水中半挥发性有机污染物的应急筛查技术[J]. 闫韫,王路,宗栋良,常爱敏. 给水排水, 2018(S2)
- [5]Ce/Mn/Al2O3-EG的制备及其吸附四环素与微波-紫外再生研究[D]. 孙彦龙. 哈尔滨工业大学, 2018(01)
- [6]基于垃圾渗滤液污染的松散孔隙地下水环境自净模拟研究[D]. 宋凯. 西南交通大学, 2017(10)
- [7]曝气吹脱处理饮用水典型致嗅物质的应用研究[D]. 刘凌炜. 西安建筑科技大学, 2016
- [8]La/Ce掺杂钛基二氧化铅电极制备及性能研究[D]. 郑辉. 浙江工业大学, 2012(06)
- [9]气相色谱—质谱法测定乌鲁木齐市生活饮用水中痕量邻苯二甲酸酯类物质的研究[D]. 田艳. 新疆医科大学, 2012(02)
- [10]乌鲁木齐市生活饮用水中有机物现状及其类雌激素效应的研究[D]. 鲁英. 新疆医科大学, 2010(08)