一、氯化有机副产物的毒性及去除（论文文献综述）
辛慧宇[1]（2021）在《三维荧光光谱多变量分析与消毒副产物生成势相关性研究》文中认为消毒是饮用水处理的关键环节,用以灭活水生病原微生物以确保居民的饮用水安全。然而,消毒剂会与水中赋存的有机物反应生成多种危害人体健康的消毒副产物（DBPs）,部分DBPs对人体具有潜在的“三致”作用（即致癌、致畸、致突变）,因此,世界卫生组织及许多国家水质标准均对其最大生成量设置指导值。然而,DBPs的种类繁多且产量低,在水中含量一般以μg/L甚至ng/L计,因此难以对其生成量进行实时监测。水中存在的有机物是DBPs的前驱物,使用DOC、UV254等指标可表征其含量,因此有学者提出并证实用DOC、UV254、SUVA等指标可以指示DBPs的生成。但这些指标仅与特定条件下部分DBPs具有良好的相关性,不具备普遍适用性。三维荧光光谱技术通过不同的激发和发射波长构成荧光矩阵用以表征水中有机物的成分和投加量,因此可以获得有机物更详细的信息。本研究利用多变量分析法对三维荧光光谱进行定量分析,拟构建三维荧光光谱的衰减与DBPs生成势之间的关系,以期筛选出预测DBPs生成势更加准确、易于检测的水质参数。本研究选取西安市某水厂进水口原水为研究对象,分别使用FeCl3或Al2（SO4）3作为混凝剂,采用氯或氯胺化两种消毒手段,模拟水厂混凝-沉淀-过滤-消毒的常规处理过程。本文系统地比较水质常规指标及三维荧光光谱（区域积分、平行因子分析）与DBPs（三卤甲烷（THMs）、卤乙酸（HAAs）、卤乙腈（HANs）、1,1,1-三氯-2-丙酮（1,1,1-TCP）和三氯硝基甲烷（TCNM））生成势之间的关系。得到主要结果如下:（1）使用氯作为消毒剂时,平行因子分析组分1（C1,陆地/人为腐殖质）与大部分DBPs生成势具有更好相关性。FeCl3混凝时,水质常规指标中UV254与THMs、HAAs、HANs和1,1,1-TCP四类物质相关性最优,R2为0.869±0.069;区域积分分析中FA区相关性高于其他区域,R2为0.909±0.024;平行因子分析中C1（Ex 256 nm,Em 419 nm）相关性最好,R2达0.918±0.065。Al2（SO4）3混凝时,水质常规指标中UV254的相关性略高,R2为0.903±0.158;区域积分分析中HA区相关性最高,R2为0.879±0.147;平行因子分析中C1相关性依然最好,R2为0.913±0.055。此外,比较TCNM与各指标的相关性,发现常规指标及区域积分与其相关性较差R2均小于0.5,没有明显线性;而C1对其相关系数达到0.631,显着高于其他指标。因此,最终确定C1为Na Cl O消毒时DBPs生成势的指示指标。（2）使用氯胺作为消毒剂时,平行因子分析组分2（C2,类腐殖质）与大部分DBPs的生成势具有良好相关性。FeCl3混凝时,水质常规指标中UV254与THMs、HAAs、HANs和1,1,1-TCP四类物质相关性最优,R2为0.88±0.06;区域积分中HA区相关性最好,R2为0.912±0.059;平行因子分析中C2（Ex 268 nm,Em 468 nm）相关性略高于其他组分,R2为0.93±0.046。此外,TCNM在NH2Cl消毒FeCl3混凝时与各项指标之间的相关性较差,R2低于0.4,说明这些指标均不能指示TCNM的生成势。Al2（SO4）3混凝时,水质常规指标中UV254与THMs和HAAs的相关性最优,R2为0.823±0.016;区域积分中HA区相关性优于其他区域,R2为0.885±0.068;平行因子分析中C2相关性最高,R2为0.891±0.031。此外,HANs、1,1,1-TCP和TCNM在NH2Cl消毒Al2（SO4）3混凝时,与各项指标之间的相关性较差,（R2<0.6）说明这些指标均不能指示HANs、1,1,1-TCP和TCNM的生成势。以上数据表明C2可指示NH2Cl消毒条件下DBPs的生成势。
曹培玲[2]（2021）在《GAC-UF一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸处理效能的研究》文中进行了进一步梳理随着经济的迅猛发展,人们生活水平的提高。对饮用水水质的要求也越来越高。消毒副产物一经发现就受到人们的重视,其致癌、致畸、致突变的“三致”毒性会对人体造成巨大的危害。GAC-UF一体化净水柱即颗粒活性炭-超滤一体化净水柱,是将活性炭和超滤两种净水工艺组合在一个柱子内的装置,这种组合工艺不仅节省了水厂占地,而且对于能耗损失和成本都大幅度降低。之前已经对其处理饮用水常规指标（硝酸盐氮、硫酸盐、重金属六价铬、氨氮和COD等）进行了实验研究,并且这些常规指标的去除效果较好。若一体化净水柱对水中消毒副产物有一定的去除能力,对其在水厂和水处理领域的实际应用有着重大意义。本文选取腐殖酸和色氨酸两种物质作为消毒副产物前驱物代表,利用颗粒活性炭-超滤一体化净水柱对其去除效果进行研究。主要研究了形状和碘值不同的7种活性炭对腐殖酸和色氨酸去除效果的静态实验。静态实验主要从进水p H值、吸附时间、活性炭投加量、反应温度和原水浓度五个因素对不同种类的活性炭吸附污染物效果进行研究。根据静态实验选取去除效果最好的活性炭,利用一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸进行动态实验。动态实验主要是根据原水p H值、进水流量和原水浓度这些方面考察一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸的去除效果。研究装置对腐殖酸和色氨酸去除效果的最佳条件、因素和去除效率。论文的主要结论如下:（1）静态实验中,活性焦和柱状类活性炭去除效果最好,尤其是柱状碘值800活性炭。活性焦和柱状类活性炭在p H≤7时对腐殖酸和色氨酸去除效果较好。活性炭投加量对去除效果的影响实验中,柱状碘值800和椰壳碘值1100的活性炭腐殖酸去除效果较好;柱状碘值800的活性炭和碘值1000的活性焦色氨酸去除去除效果最好。反应时间对去除效果的影响,腐殖酸去除效果最好的是活性焦和柱状碘值800的活性炭。去除效果最好的活性焦色氨酸2 mg·L-1时去除率最高为81.92%,柱状碘值800活性炭色氨酸去除率为93.07%。（2）原水浓度对去除效果的影响。腐殖酸去除效果最好的是椰壳类活性炭,色氨酸去除效果较好的是活性焦和碘值800的柱状活性炭。反应温度对去除效果的影响,腐殖酸去除效果较好的是活性焦和柱状碘值1000活性炭。活性焦色氨酸去除率为81.33%,柱状碘值800活性炭色氨酸去除率为74.29%。这两种活性炭去除效果最好。（3）针对超滤单独进行的动态单因素实验中,进水流量的实验中,进水流量为160m L·min-1时腐殖酸去除效果最好,p H=5时腐殖酸去除率最高为63.92%;进水流量为100 m L·min-1时色氨酸最大去除率为47.15%,p H=8时色氨酸去除率最大为64.75%。腐殖酸和色氨酸都是浓度较大时去除效果较好。（4）活性炭-超滤联合作用的一体化净水柱实验中,进水流量为160 m L·min-1,反应时间为6.5 h的腐殖酸去除效果最好,p H=5时腐殖酸去除效率最高为81.08%;进水流量为120 m L·min-1,反应时间6.5 h时色氨酸去除效果最好,p H=6时色氨酸最大去除率为55.50%。腐殖酸浓度和色氨酸浓度都为5 mg·L-1时,去除效果最好,去除率为42.34%和43.44%。（5）通过静态实验和超滤膜单独实验都说明活性炭和超滤对腐殖酸和色氨酸有一定的去除效果。静态实验是动态实验的基础和前提,通过静态实验认识到,活性炭最佳去除效果是p H<7时,并且柱状类活性炭去除效果仅次于活性焦,去除效果较好。动态实验是在静态实验基础上进行,超滤和超滤-活性炭联合去除效率比较,联合后去除效果有所提高,并且腐殖酸和色氨酸浓度较大时(4 mg·L-1-5 mg·L-1)去除效果较好。（6）颗粒活性炭-超滤一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸这些消毒副产物的前驱物质有一定的去除效果,主要是活性炭的强大的吸附能力,对有机物也有一定的去除能力,超滤膜主要是筛分作用,这些有机物质与活性炭接触后去除部分,经过超滤膜筛分后降低他们在水中的浓度。并且一体化净水柱将两种工艺组合,中间通过滤网隔离,不仅节省装置占地面积,而且避免了两种工艺的干扰,去除效果也有所提高。
吴霖璟[3]（2021）在《紫外/氯高级氧化工艺对苯系前体物生成消毒副产物的影响研究》文中进行了进一步梳理紫外/氯高级氧化工艺（UV/Cl2 AOP）已被多项研究证实可有效降解水体中的难降解微污染有机物或杀灭耐氯耐紫外病原体。然而,体系中的高投氯量和氯类自由基会影响消毒副产物（DBPs）的生成,同时水体中的溴离子也会在该体系中转变为溴代自由基,导致氯代消毒副产物（Cl-DBPs）转变为毒性更强的溴代消毒副产物（Br-DBPs）。考虑到水厂中氯和紫外都是常见的消毒工艺,该技术在水处理领域具有良好的应用前景,评估该工艺对水体中DBP生成的影响具有重要的研究意义。本文以七种含天然有机物常见官能团的苯系物为研究对象,采用高功率的中压汞灯辐照装置,并模拟实际应用中该工艺“反应时间短（6-40 s）、高加氯量（3-10 mg/L）”的典型工况条件,探究AOP体系中苯系前体物的DBPs生成情况及处理出水在管网后氯化中的DBP生成潜能（DBPFP）变化规律,并分析了pH和溴离子等关键因素对AOP中苯系前体物的DBPs生成影响。AOP对两种惰性苯衍生物具有激活作用,可促进DBP的生成量和DBPFP。与暗氯化消毒相比,两种pH条件下,AOP处理后使苯甲酸新生成了卤乙酸（HAA）和氯代乙醛（CAL）,DBPFP增加了约34-54 ug/mg C;硝基苯新生成了THM、CAL、二氯乙腈（DCAN）和三氯硝基甲烷（TCNM）,DBPFP增加了17-33 ug/mg C。另外,酸性条件对前体物的影响更显着,间接反映了羟基自由基对DBP生成的关键作用。AOP对活性模式物的DBP生成产生钝化作用,例如:UV/Cl2 AOP使苯酚的HAA降低了约41-84 ug/mg C;使间苯二酚的THM降低了约91-128 ug/mg C;使邻氯苯酚的HAA降低了217-235ug/mg C,THM增加了约20-25 ug/mg C等。同时,对于5种高活性苯系物,pH对DBP生成的影响也是类似的,例如:AOP处理后,酸性条件下苯酚的HAA降低量大于碱性条件约43 ug/mg C;酸性条件下间苯二酚的THM降低量大于碱性条件约37 ug/mg C等。取代基种类、位置和数量共同决定DBPs的生成规律。经AOP前处理的活性苯系物在酸性条件下,间苯二酚具有较高的THM和HAL生成潜能,分别达到300 ug/mg C和50 ug/mg C以上;含邻位和对位结构的两种一氯酚均可生成600 ug/mg C以上的HAA;含三个氯取代基的2,4,6-三氯苯酚可生成753 ug/mg C的HAA,远高于其他酚类化合物。pH在两种工艺条件下对DBPFP表现出相同趋势的影响,但不同前体结构对其影响并不相同。间位更易受pH的影响（间苯二酚）,两种pH条件下TCM生成相差了53 ug/mg C（约占总生成的16%）;对位和邻位（一氯苯酚）则相对稳定,HAA生成相差约20-40 ug/mg C（约占总生成的6%以内）;取代基数量越多,pH受其影响越大,例如:不同pH条件下,2,4,6-三氯苯酚的HAA生成相差约占总数的8%。溴离子的参与可以显着促进DBPs的生成,且酸性条件下溴离子对DBP生成的影响更大。由于溴离子对惰性苯系物的DBPs促进作用相对有限,DBPFP处于极低的水平。此处以5种高活性苯系物为例,在溴离子作用下,HAA提升至原来的1.2-1.5倍,THM提升至原来的1.3-3倍,THM中优势种为溴代三卤甲烷（Br-THM）,HAA中的优势种仍为氯代卤乙酸（Cl-HAA）,酸性条件下THM和HAA的溴化程度更高。THM比HAA受溴离子的影响更大,表现为溴结合因子N（THM）>N（HAA）。以N（THM）从高到低排名分别为苯酚、2,4,6-三氯苯酚、对氯苯酚、邻氯苯酚和间苯二酚;以N（HAA）从高到低排名为间苯二酚、苯酚、邻氯苯酚、2,4,6-三氯苯酚和对氯苯酚。
徐娟[4]（2021）在《再生水中新兴极性卤代消毒副产物的生成和鉴别》文中提出再生水作为一种新型的补充型水资源,近几年在我国迅速发展起来。再生水回用不仅为我国的淡水资源提供了保证,也缓解了污水排放所造成的生态环境问题。再生水广泛应用于工业生产、农业灌溉、河道补水、地下水回灌及景观用水中,与人们生活息息相关。由于再生水中存在的有机物含量高种类多,消毒剂与水中的溶解性有机物反应后会形成种类更多,结构更复杂,毒性更大的消毒副产物。尤其是极性卤代消毒副产物,毒性是常规消毒副产物的3-4倍,严重威胁了人体健康。水质常规指标为出水水质提供了保证,且BOD5和COD能不同程度的代表水中有机物的含量,因此本文对北京市中心城区的十座再生水厂进行调研,对比分析了不同工艺再生水厂出水中的常规水质指标,寻找最佳处理工艺,为再生水提供安全保障。以高碑店再生水厂、清河第二再生水厂、酒仙桥再生水厂和槐房再生水厂四个典型处理工艺的再生水厂的三级出水为研究对象,建立基于液液萃取与超高效液相色谱-质谱联用的方法,对样品中的极性卤代消毒副产物进行检测,分析研究水处理工艺对消毒副产物的影响。形成主要结论如下:（1）十座再生水厂出水水质均可达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（DB11/890-2012）的B类标准。对BOD5、COD、TN、TP、NH4+-N和SS六种常规指标进行了对比分析,表明,以“生物滤池+滤布滤池”为主要工艺的吴家村和酒仙桥再生水厂出水中有机物（BOD5、COD）的去除效果最好,去除率分别为99.62%和97.37%;各水厂对氨氮的去除效果相当,去除率可达98%以上;对于总磷来说去除率最高的是以多段AAO为处理工艺的清河第二再生水厂;对于总氮和固体悬浮物的去除效果同样还是以“生物滤池+滤布滤池”工艺为主的吴家村和酒仙桥再生水厂效果最好;综合评价,以“两级生物滤池+滤布滤池”为主要工艺的再生水厂出水水质相对较好。（2）建立基于液液萃取与超高效液相色谱-质谱联用的极性卤代消毒副产物检测方法。采用含有九种卤乙酸的标准品对质谱中的雾化气流量、DL温度、加热块温度、干燥气流量和碰撞能量五大参数进行调谐,综合各参数优化结果选择最终进样的质谱参数。最终选择雾化气流量2.5 m L/min,DL温度180℃,加热块温度250℃,干燥气流量3 m L/min,柱温35℃下对样品进行检测。在质谱参数优化的基础上,对色谱条件进行优化,选择最佳流速,寻找能够使九种物质较好分离的流动相及流动相梯度。最终以10/90的甲醇/水溶液做流动相,流速设置为0.2m L/min,进样量为10μL,进样时间为5 min。（3）检测样品中常规指标,进行分析对比,探究处理工艺对水质常规指标的影响。对于TOC和UV254两指标来说,四个水厂样品中A厂最大,D厂最小,其中D厂TOC值仅为0.1 mg/L,UV254为0.0507;B厂和C厂两种指标值相差不大,B厂略高。四个水样p H范围均在6.5-7.5之间,偏中性。对于氨氮含量来说,A厂含量最高,其它三个水厂中氨氮含量相差不大,C厂最少。四个水厂样品中D厂氯离子含量最高,A厂次之,B厂与A厂含量相当;C厂氯离子含量最低。对于可吸附有机氯来说,A厂含量最高,其余三个水厂含量相差不大。四个水厂样品中溴离子及可吸附有机溴的含量均低于检出限。（4）根据所建立的检测方法,对四个样品中的消毒副产物进行检测。检测发现除D厂外,其余三个水厂样品中均检测到含氯消毒副产物,未检测到含溴消毒副产物,且这三个水样中均含有二氯乙酸和三氯乙酸。A厂中检测到常见的消毒副产物二氯乙酸和三氯乙酸。B厂和C厂中除检测到了常规卤乙酸外,还检测到了含有不饱和键和苯环的不饱和卤代羧酸类物质。D厂未检测到消毒副产物。
相元泉[5]（2021）在《基于紫外光的高级氧化降解水中恩诺沙星机理研究》文中研究说明随着生活水平的不断提高,生态环境问题逐渐引起人们的重视,生态环境特别是水环境中存在的微量抗生素药物给生物及人类带来潜在危害。氟喹诺酮类药物作为第四代广谱抗生素被广泛应用于生产与生活当中,由于抗生素的环境稳定性,导致其生物代谢能力较差,大量抗生素被排出体外。目前,水处理常规技术（如絮凝沉淀、过滤、吸附等）对抗生素类药物去除能力有限,因此本论文针对抗生素的控制技术展开深入研究,利用基于紫外光的高级氧化技术（UV、UV/Cl2及UV/过氧乙酸）降解水中典型抗生素恩诺沙星（ENR）,从影响因素、降解动力学、降解路径、毒性评价和消毒副产物生成等方面,阐述恩诺沙星的降解机理。紫外光直接辐照可以有效降解恩诺沙星,且符合拟一级反应动力学模型。研究发现,恩诺沙星降解速率与其化学形态相关。中性离子状态下,恩诺沙星降解速率高于其在阴离子、阳离子形态。天然有机物（NOM）和无机阴离子的存在对不同化学形态的恩诺沙星降解有不同程度的影响。当溶液为中性与碱性时,1O2对恩诺沙星降解的贡献显着高于其在酸性时的贡献。当恩诺沙星溶液为酸性与中性条件时,紫外光照射后三氯甲烷（TCM）的生成量比未紫外线照射时降低4.06倍和3.14倍。当溶液为酸性时,经紫外光辐照后卤乙腈（HANs）的生成量高于未进行紫外光辐照,而在中性和碱性条件下,紫外光预处理的卤乙腈生成量高于未进行紫外预处理的卤乙腈生成量。与TCM和HANs形成不同,酸性条件下紫外光预处理能显着减少硝基甲烷（HNMs）的生成,中性和碱性条件则与之相反。毒性风险评价结果表明,与未进行紫外辐照相比,中性条件下,紫外光预处理后消毒副产物的毒性明显降低,而在碱性、中性条件下其毒性显着增加。相比单独紫外和单独氯化恩诺沙星,紫外/氯（UV/Cl2）高级氧化技术能快速降解水中的恩诺沙星。利用探针法间接鉴定发现·OH和Cl·在恩诺沙星降解中发挥主要作用,竞争动力学模型拟合结果表明·OH和Cl·与恩诺沙星的二级反应速率分别为3.58×1011 M-1 s-1和1.78×1010 M-1 s-1,其对恩诺沙星降解的贡献率分别为39.3%和9.4%。恩诺沙星降解速率随氯投加量增加而增加,酸性环境较碱性条件更利于ENR的氧化降解。水中存在的天然有机物（NOM）、硝酸根离子、碳酸氢根离子对ENR的降解有显着影响,而氯离子的存在对ENR降解影响较小。利用液相色谱质谱（LC-MS/MS）分析降解过程中中间产物,提出ENR的降解路径。利用小球藻分析了ENR及其中间体的生态毒性效应,结果表明,经过15 min的降解,反应溶液的生态毒性达到最大,反应30 min后小球藻细胞基本无损伤。紫外/过氧乙酸技术能够有效降解水中ENR。其降解过程符合拟一级反应动力学模型。相比于单独紫外辐照与单独过氧乙酸氧化,ENR在紫外/过氧乙酸体系中的降解速率分别提高3.09与2.93倍。当过氧乙酸浓度从20增加至120 mg/L时,氧化剂浓度与ENR降解速率呈正相关关系,继续增加过氧乙酸浓度,ENR降解速率逐步降低。ENR的降解速率随溶液初始p H增加而增加。溶液中存在的碳酸氢根离子与氯离子对ENR降解影响不显着,低浓度的硝酸根离子促进ENR的氧化降解,继续增加硝酸根离子浓度,ENR的降解受到抑制。相比单独紫外辐照和过氧乙酸单独氧化,紫外/氯组合技术降解ENR能够减少消毒副产物生成。
汪磊[6]（2021）在《给水管网终端饮用水中痕量卤乙酸的变化规律与去除机制》文中研究说明消毒副产物（Disinfection Byproducts,DBPs）是一类在饮水消毒过程中生成的有害污染物,它们一旦生成将会通过给水管网直接输送至终端用户。由于消毒剂和管网中微生物的作用,终端饮用水中DBPs的含量会随供水时间发生变化,当净水厂受DBPs前体物季节性冲击负荷增大时终端饮用水的健康风险增加。当前缺少对给水管网终端饮用水中痕量DBPs变化规律的全面分析,对常规终端净水装置运行过程中去除DBPs效能的研究较少,对饮水终端控制技术的研究不能满足用户对水质安全保障的需求。对此,本课题主要研究了如下内容:首先对SZ市某区域的给水管网终端饮用水开展了为期一年的水质调查,在此基础上探究了其中痕量DBPs的种类差异、时间变化、毒性贡献。结果表明,水样中检出了三卤甲烷（Ttrihalomethanes,THMs）、卤乙酸（Haloacetic acids,HAAs）、卤乙醛（Haloacealdehydes,HALs）和卤乙腈（Haloacetonitriles,HANs）四类共计16种DBPs。其中,含碳DBPs的检出率为57～100%,显着高于含氮DBPs的检出率;氯代DBPs的质量浓度最高,溴代DBPs次之,未检出碘代DBPs。在时间变化方面,THMs、HAAs、HALs在夏季的平均质量浓度显着高于其它季节。毒性评估结果表明,HALs和HAAs是终端饮用水中痕量DBPs的主要风险来源。同时,考察了基于过滤-吸附-煮沸联用工艺的终端净水装置在长期稳定运行过程中对THMs、HAAs、HALs及HANs的去除效能,解析了装置中各工艺单元的脱毒效能与机制。结果表明,由于活性炭吸附容量逐步饱和,装置对THMs和HAAs的去除效能随运行周期的延长而显着下降;由于加热器煮沸去除的作用,装置对HALs和HANs的去除效能在整个运行周期内维持在100%。装置中聚丙烯纤维棉过滤单元对上述四类DBPs均无明显去除效果;活性炭吸附单元对四类DBPs的去除效能顺序依次为HALs≈THMs>HANs>HAAs;加热器煮沸单元可去除42～89%的THMs、90～96%的HALs和5～82%的HANs。装置长期运行中可降低62%以上由DBPs导致的细胞毒性风险。经装置处理后,饮用水中的HAAs具有显着代表性,是典型难去除的DBPs。为进一步去除饮用水中残留的HAAs,研究了254 nm紫外光对七种常见HAAs的降解效能和反应机制。动力学研究结果表明,水中七种HAAs的光解速率常数介于一氯乙酸的0.15 m2/Einstein与二溴乙酸的6.41 m2/Einstein之间。根据定量构效关系模型可得,空间效应常数、摩尔吸光系数、碳卤键键能等分子结构和吸光特性是影响HAAs光解速率的重要因素。通过分析光解产物发现,HAAs光解的共同产物包括卤素离子、甲酸、甲醛和卤甲烷,其中氯代HAAs主要通过同步脱羧脱卤生成氯离子和二氧化碳实现降解,而溴代和碘代HAAs则先通过脱卤生成不含卤素的中间产物实现降解。进一步研究表明,254 nm紫外光的直接光解作用是HAAs降解的主要贡献者,同时羟基自由基（Hydroxl radicals,·OH）引发的间接光解作用也参与了氯代HAAs的降解。这些·OH源于紫外光激发氯代HAAs及其光解产物后的电子转移,即溶氧作为电子受体生成过氧化氢,过氧化氢在光照条件下激发生成·OH,进而促进氯代HAAs的降解。在水力停留时间范围内,HAAs的光解效率介于一氯乙酸的6.6%至二碘乙酸的99.9%之间。因此,使用紫外光处理终端饮用水后可能仍有HAAs残留,有必要实施其它工艺与紫外光辐照法互补,进一步降低水中HAAs浓度。最后考察了闭合循环反渗透工艺对HAAs的去除效能,探究了HAAs的跨膜机制及归趋,并解析了工艺参数和水质参数对反渗透工艺去除HAAs效能的影响。结果表明,该工艺对HAAs的总量去除率在一氯乙酸的89.2%至三氯乙酸的99.8%之间。对具有相同卤代程度的HAAs,工艺的去除效能相近;对具有相同卤素取代基的HAAs,工艺的去除效能随其卤代程度的增加而增加。初始进水中80.8±7.9%的HAAs在膜孔筛分效应和膜表面静电排斥的作用下富集于浓水,4.4±4.4%的HAAs跨膜进入清水,8.3±5.5%的HAAs通过膜吸附滞留于反渗透膜中,剩余6.5±1.5%的HAAs则通过水解、挥发和管壁吸附实现去除。进水p H值的升高、膜组件使用周期的延长及实际饮水环境会显着提升工艺对HAAs的去除效率。综合分析水质、能耗及投资成本,闭合循环反渗透工艺相较于传统单级反渗透工艺或更适于去除给水管网终端饮用水中的痕量HAAs。当饮用水终端水质出现季节性波动时,本研究可为水中痕量DBPs的高效控制提供科学依据,相关研究成果对保障给水管网终端饮用水的水质安全有积极意义。
卜毅男[7]（2020）在《基于离子色谱分析总有机卤的电渗析紫外联用预处理技术》文中研究指明总有机卤（TOX）是水中所有卤代有机物的总和,因其可方便评价水中消毒副产物（DBPs）的含量,已成为水中污染物处理和监控的一个重要指标。但现有TOX分析方法主要通过活性炭吸附分离有机卤,不同活性炭吸附能力存在差别,且因吸附分离过程存在相变而对有机卤影响较大,显着影响了分析的稳定性和准确性,限制了TOX分析方法的常规应用。基于此,本研究提出建立一种电渗析及紫外联用的预处理技术,同离子色谱配合使用可准确、稳定的分析水中总有机卤。通过本研究的实验和应用已基本验证其可行性,并从中发现了以下规律和现象。通过静态电渗析（ED）可实现有机卤和无机卤的高效分离。在除无机卤离子效率方面,ED处理120 min可将水样中10.0 mg/L的氟、氯、溴、碘四种卤素离子去除99.5%以上;即便初始浓度高达1000.0 mg/L的氯离子在ED处理后其剩余量也仅为15.0μg/L左右,因此已达到高效去除卤离子的目的。在有机物保留方面,鉴于三氯苯酚、三氯甲烷、三氯乙酸、三氯乙腈这四种物质在ED过程的损失较大,本文研究了上述物质的流失途径,发现吸附、挥发、离子交换、分解是导致上述物质损失的主要原因。通过系统优化后,ED对14种典型DBPs的平均保留率均可达到85.6%以上。此外,对地表水、污水等样品,其电渗析前后紫外吸收光谱一致性较好,总有机碳的保留率均大于80.0%,通过高效液相色谱-电喷雾-质谱联用（HPLC-ESI-tq MS）分析测得的总极性氯代和溴代DBPs的保留率可达到79.7%和83.6%。真空紫外高级氧化耦合紫外还原的脱卤方法可实现水中TOX的高效脱卤。基于真空紫外（VUV）的高级氧化过程可将典型卤代DBPs在2 h内快速脱卤。但VUV可将脱卤后得到的负一价碘离子进一步氧化为离子色谱不易检测的高价态离子,给TOX的分析带来损失。因此本研究增加了碱性条件下UV254nm的还原过程,以实现紫外脱卤后负一价碘离子的高效回收。优化后,本脱卤方法的操作步骤为:先用VUV照射60 min,然后调节样品p H至10.5,再用UV254nm继续照射30 min。优化后该方法对常见DBPs的脱卤率达85.5%以上,且在一定范围内不受初始DBPs浓度（0～1.0 mg/L）、p H值（7.0～12.0）和碳酸盐（10.0mg/L）、硝酸盐（10.0 mg/L）等共存化合物的干扰。随后对地表水、污水等样品的脱卤转化实验表明,其95.0%以上的总有机碳转化为无机碳、HPLC-ESI-tq MS测得96.4%的总极性卤代DBPs实现脱卤。本研究建立了基于静态电渗析分离、真空紫外高级氧化耦合紫外还原脱卤转化、离子色谱检测的新型TOX分析方法。对标准DBPs物质、自来水、污水等样品分析表明,该方法具有良好的稳定性和准确性。对比新方法和传统AOX方法发现,两种方法分析结果的一致性较好,对不同稀释倍数的样品都能产生良好的线性,拟合相关性（R2）均大于0.9。新方法在挥发性卤代DBPs分析方面稳定性更强,它们对含有三氯甲烷的系列样品的平均回收率分别为98.9%和67.0%。因此,该对比结果说明本研究建立的新型TOX分析方法是可行的。最后,本研究使用新方法在TOX生成势的研究中进行了初步应用。结果表明,不同分子量区间、不同加氯量的湖水样品,新方法都可以稳定分析。从前体物分子量角度考虑,所选水样中相对分子质量（MW）小于1 k Da组分含量最多,且加氯后该组分生成TOX也最多。虽然两个湖水水样生成的TOX总量存在差别,但MW<1 k Da组分加氯10.0～20.0 mg/L后生成的总有机氯与气相色谱测得的典型氯代DBPs物质量的比值接近（均处于4.7～5.0范围内）。随加氯量的增大,典型氯代DBPs和总有机氯的增长量比典型溴代DBPs和总有机溴的增长量更大。
王飞鸿[8]（2020）在《改性ZIF-8/聚酰胺反渗透膜制备及其去除DBPs的性能与机理研究》文中提出海水反渗透（Sea water reverse osmosis,SWRO）是经济高效地利用海水制备饮用水的工艺。为抑制海水中微生物的增殖,对海水进行预处理是必不可少的过程。但是,杀菌剂与有机物反应生成的消毒副产物（Disinfection by-products,DBPs）具有致癌性和致畸性,而目前的海水淡化反渗透膜多采用聚酰胺材质,其自身的物理化学特性决定其对小分子DBPs的去除率较低（低于70%）,需要通过进一步改性,强化聚酰胺反渗透膜的DBPs去除性能。本文基于由锌离子构成的沸石型咪唑酯骨架（Imidazolate framework-8,ZIF-8）的结构特性,即高比表面积以及有效分离水与水合钠离子的性能。首先,通过调控反应条件合成三种不同粒径ZIF-8颗粒（50、150和400 nm）,在界面聚合过程中将其加入到有机相中,制备ZIF-8/聚酰胺反渗透膜（标记为TFN-50、TFN-150和TFN-400）,并对其水通量、抗污染性能和DBPs去除性能进行了考察。结果表明,以0.3 wt%50 nm ZIF-8制备的TFN-50膜性能最佳,水通量为1.85 L/m2·h·bar,氯化钠截留率为99%;而以相同添加量制备的TFN-400膜性能低于TFN-50膜。利用场发射扫描电镜（FE-SEM）、原子力显微镜（AFM）、X射线光电子能谱（XPS）等表征手段,研究了ZIF-8颗粒对聚酰胺复合膜表面物理化学性质的影响,揭示了粒径引起的ZIF-8在聚酰胺层中的分散度是ZIF-8/聚酰胺膜性能差异的主要因素:TFN-50中Zn2+浓度为51.30μg/cm2,TFN-400中Zn2+浓度只有5.14μg/cm2。选定19种DBPs,测定TFN-50膜对其去除性能,TFN-50对小分子三氯甲烷和N-亚硝基二甲胺的去除率超过75%,证明添加具有DBPs吸附作用的ZIF-8颗粒可提高聚酰胺反渗透膜对DBPs的去除性能。为进一步提高ZIF-8对DBPs的吸附性能,强化聚酰胺反渗透膜对DBPs的去除性能,提出两种改性ZIF-8的制备方法:（1）通过原位热解吸附到ZIF-8孔结构中的葡萄糖,在ZIF-8腔体内生成碳量子点（CQDs）,制备碳量子点改性ZIF-8（CQDs@ZIF-8）,使ZIF-8具有可与DBPs通过氢键作用的羟基和羧基;（2）在制备ZIF-8的过程中引入亲水性的聚乙烯吡咯烷酮（PVP）和两性离子聚合物（DMAPs）,制备了两性离子改性ZIF-8颗粒（PZ@ZIF-8）,使ZIF-8具有PVP和DMAPs的官能团。在界面聚合过程中,将CQDs@ZIF-8和PZ@ZIF-8颗粒加入到有机相中,分别制备了碳量子点改性ZIF-8/聚酰胺复合膜（标记为CQDs@ZIF-8 TFN）和两性离子改性ZIF-8/聚酰胺复合膜（标记为PZ@ZIF-8 TFN）。通过FE-SEM和AFM探究改性ZIF-8颗粒对膜表面微观结构的影响。考察改性ZIF-8/聚酰胺反渗透膜的基本性能:水通量、耐氯性能、抗污染性能,优化制备工艺。结果表明,优选出的CQDs@ZIF-8 TFN膜水通量为1.9 L/m2·h·bar,氯化钠的截留率为98.2%,经过次氯酸钠溶液浸泡后的CQDs@ZIF-8 TFN膜对氯化钠的截留率仅降低11%;优选出的PZ@ZIF-8 TFN膜水通量为2.68 L/m2·h·bar,氯化钠截留率为98%,使膜兼具了耐氯性能和抗污染性能。测定优选出的改性ZIF-8/聚酰胺反渗透膜对19种消毒副产物的去除性能,结果表明,其对小分子DBPs的去除率超过80%,对大分子DBPs的去除率超过90%。通过傅里叶红外光谱、XPS等表征手段,结合溶解-扩散模型,探究改性ZIF-8颗粒强化聚酰胺反渗透膜DBPs去除性能的机理。结果表明,在界面聚合过程中HCl的形成,使酸敏感性的改性ZIF-8颗粒部分降解,CQDs@ZIF-8释放出CQDs,PZ@ZIF-8释放出PVP和DMAPs。释放的物质可提高膜表面吸附能,通过氢键与消毒副产物作用,抑制其向聚酰胺层内部扩散。当消毒副产物渗透到聚酰胺层中,由于CQDs@ZIF-8和PZ@ZIF-8使膜孔径从0.68 nm降低到0.60 nm,强化了膜的尺寸筛分效应;同时,改性ZIF-8颗粒可以吸附消毒副产物分子,降低DBPs在膜内的扩散系数。在两者协同效应下,改性ZIF-8颗粒降低了DBPs的渗透系数,提升了聚酰胺反渗透膜的DBPs去除性能。本文为开发具有高水通量、高DBPs去除性能的金属有机框架/聚酰胺反渗透膜,提供了一种新的制备思路,具有重要的环境技术经济意义。
李娟[9]（2020）在《锰氧化物处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成与调控》文中研究表明碘代芳香类有机物作为小分子碘代有机物（如碘仿和一碘乙酸）的重要前体物,其毒性高于碘代脂肪类副产物的毒性,且远高于氯代和溴代类似物的毒性。碘代芳香类有机物的生成直接影响水质安全,因此受到研究学者的关注。锰氧化物（高锰酸钾（KMnO4）和二氧化锰（MnO2））具有较好的稳定性和经济性,被广泛用于去除水环境中的有机和无机污染物。研究发现KMnO4和MnO2处理含碘水时将引起小分子碘代有机物的生成,威胁其在水处理中的广泛应用。然而,现阶段关于锰氧化物处理含碘水过程中,碘代芳香类有机物的生成规律以及相应调控方法的研究尚属空白。论文选取结构不同的酚类有机物为研究对象,考察了碘离子（I-）存在条件下,KMnO4和MnO2氧化酚类有机物过程中碘代芳香类有机物的生成机制,并提出了利用化学氧化剂单过硫酸盐（PMS）调控碘代芳香类有机物生成的方法。论文首先探究了I-对KMnO4氧化不同酚类有机物效能的影响以及影响机制。结果表明:以尼泊金酯为模型酚类有机物建立的动力学模型可以很好拟合其在各个条件下的转化规律,证明了I-对KMnO4氧化酚类有机物效能的影响主要与原位生成的次碘酸（HOI）的暴露量有关。HOI暴露量越大,I-对KMnO4氧化酚类有机物效能的促进程度越大。HOI暴露量与有机物结构密切相关:含供电子基团的酚类有机物（如双酚A和三氯生）与KMnO4反应速率高,体系中HOI暴露量较低;反之,含吸电子基团的酚类有机物（如双酚S和尼泊金酯）与KMnO4反应速率低,体系中HOI暴露量较高。I-促进KMnO4转化酚类有机物效能的同时伴随着碘代芳香类有机物的生成,主要是HOI与酚类有机物发生一次或多次亲电取代反应而生成。一般而言,KMnO4氧化体系中,HOI暴露量越大,碘代芳香类有机物的生成量也较大。在相同条件下,MnO2氧化三种双酚类有机物的效能以双酚A>双酚AF>>双酚S的顺序递减,主要与双酚类有机物的结构有关。双酚A结构中的供电子烷基基团提高了其与MnO2的反应活性,而双酚AF和双酚S结构中的氟烷基和硫氧基吸电子基团降低了它们与MnO2的反应活性。MnO2氧化双酚类有机物首先发生一电子转移产生酚氧自由基中间态,其进一步被氧化最终生成羟基化产物、碳碳或碳氧聚合产物以及断键氧化产物。I-对MnO2氧化双酚类有机物效能的影响与HOI暴露量密切相关。HOI暴露量越大,I-对MnO2氧化双酚类有机物效能的促进作用越明显;而HOI暴露量与溶液p H、有机物结构有关。双酚A与MnO2反应活性高于I-,体系中HOI暴露量低,在p H值为5.0-9.0范围内I-对MnO2氧化双酚A效能无明显影响。双酚AF和双酚S与MnO2反应活性低于I-,体系中HOI暴露量高,p H值为5.0-7.0条件下I-明显促进MnO2氧化它们的效能。而在p H值7.0-9.0范围内,MnO2氧化能力较弱,难以氧化I-,此时I-对MnO2氧化双酚AF和双酚S的效能无明显影响。I-存在时,MnO2氧化双酚AF和双酚S的过程中检测到多种碘代芳香类有机物,主要是HOI与双酚AF和双酚S或者它们的氧化产物发生一次或多次亲电取代而产生。生成的碘代芳香类有机物可进一步被MnO2或HOI转化。PMS与I-和HOI表现出极高的反应活性。实验结果表明,中性p H条件下,PMS氧化I-的二级反应速率常数达1.1×103 M-1s-1,远高于KMnO4氧化I-的速率(6.9 M-1s-1)。在p H值5.0-10.0范围内,PMS氧化HOI的二级反应速率仅次于臭氧且远高于KMnO4,在p H值为10.0时高达7.9×104 M-1s-1。碘形态质量守恒分析表明PMS氧化HOI最终生成稳定、无毒的碘酸盐（IO3-）。模型天然有机物和I-共同存在时,PMS氧化体系中生成一定量的总碘代有机物和小分子碘代有机物（如碘仿和一碘乙酸）,并且其生产量随着p H升高而降低。相同条件下,PMS氧化体系中碘仿和一碘乙酸生成量均低于液氯和氯胺消毒体系中的生成量,主要由于PMS氧化体系中HOI暴露量较低。实验室配水和实际水体中,PMS的加入均显着降低了I-对KMnO4氧化尼泊金酯的促进作用,并且大大减少了体系中碘代芳香类有机物的生成量。PMS浓度越高或p H越高,其对KMnO4氧化尼泊金酯过程中碘代芳香类有机物生成的抑制作用越明显,而相应的IO3-生成量越高。实验结果表明,PMS也可有效抑制MnO2氧化尼泊金酯过程中碘代芳香类有机物的生成。
李翼[10]（2020）在《饮用水预氯化工艺对卤代消毒副产物生成的影响研究》文中指出近年来,消毒在饮用水处理及输配系统中占据不可或缺的地位,其中氯消毒已经成为最广泛的消毒方式之一。但消毒剂会与水体中的卤素离子、溶解性有机物（Dissolved organic matter,DOM）反应,从而生成具有致畸、致癌、致突变等特性的卤代消毒副产物（Halogenated disinfection by-products,X-DBPs）,因此这一过程已被深入研究。本文主要研究实际水厂处理过程中的预氯化工艺,即饮用水中卤代消毒副产物形成的起点,会影响后续沿程工艺段X-DBPs的动态变化。迄今为止,饮用水中的卤代消毒副产物复杂多样且分子组成尚不明确,因此利用傅立叶变换离子回旋共振质谱（FT-ICR MS）技术,以DOM和X-DBPs为主要研究目标,以实际饮用水厂沿程工艺段出水为背景水质,探究预氯化试验过程中DOM和X-DBPs的分子组成特性及相应变化趋势,然后通过实际水体进行再次验证,最后进行毒性评估。主要内容如下:通过预氯化实验室试验,揭示了预氯化过程中DOM、Cl-DBPs及Br-DBPs分子特征。从半定量分析的角度,探讨了不同实验条件下DOM及X-DBPs的质谱图差异,Br—的存在对DOM影响不显着,会使Br-DBPs峰强度增大,使Cl-DBPs峰强度降低;通过范克莱夫伦图和Kendrick质量偏差分析,推断了可能的分子组成,DOM和X-DBPs主要为木质素类物质,主要由相对浓度较低的分子组成;对得到的分子式进行一系列参数统计,进一步分析分子组成特性,较多不饱和结构的Cl-DBPs和Br-DBPs生成可能是由相应不饱和结构的DOM转化而形成。从定量分析的角度,测定了预氯化实验过程中THMs的生成情况,Br—含量会显着影响THMs的分配比例。以实际水厂沿程工艺出水为研究对象,分析了不同水处理单元出水中的DOC、UV254及SUVA的变化情况,整体变化趋势均为逐渐降低。对比研究了不同水处理过程中DOM的去除规律,具有还原性且大于400 Da的DOM在预氯化过程中易被去除;在预臭氧和臭氧反应过程中,不饱和DOM会优先与O3发生反应,同时也会产生一定量的饱和DOM;具有较高氧化性的分子在混凝-沉淀过程中易被去除;在炭砂处理过程中,DOM的去除可能是由于活性炭的物理吸附以及处理工艺长时间运行后的生物降解作用。这一研究为饮用水处理工艺优化和供水水质保障提供一定基础。基于实际水处理工艺的出水为背景水质,对比研究了Cl-DBPs在不同处理工艺中的分子组成及变化规律。在预氯化、预臭氧、混凝-沉淀、主臭氧、炭砂、水厂出水中共检测出587、514、570、612、473、676个Cl-DBPs。Cl-DBPs数量由高到低依次为:CHOCl﹥CHOCl2﹥CHOCl3。Cl-DBPs中高度不饱和化合物占80%以上,而芳香类化合物基本都在10%以下。通过基于巯基反应性的实验,得到了各个沿程工艺出水中有关细胞毒性EC50值,为保障居民用水安全提供一定参考。
二、氯化有机副产物的毒性及去除（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、氯化有机副产物的毒性及去除（论文提纲范文）
（1）三维荧光光谱多变量分析与消毒副产物生成势相关性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 消毒副产物的概述 |
| 1.2.1 消毒副产物的主要来源及控制 |
| 1.2.2 消毒副产物的分类 |
| 1.2.3 消毒副产物的毒性及危害 |
| 1.3 前驱体及消毒剂对消毒副产物的影响 |
| 1.3.1 天然有机物的性质和含量对消毒副产物的影响 |
| 1.3.2 氯化时间及投氯量对消毒副产物的影响 |
| 1.3.3 其他因素对消毒副产物的影响 |
| 1.4 消毒副产物测定方法 |
| 1.4.1 消毒副产物的前处理 |
| 1.4.2 主要消毒副产物的分析方法 |
| 1.5 有机物指标指示消毒副产物的生成势 |
| 1.6 主要研究内容及意义 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验器皿清洗方式 |
| 2.2 实验操作步骤 |
| 2.2.1 混凝剂及标准溶液的配置 |
| 2.2.2 消毒剂的配置及标定 |
| 2.2.3 混凝实验 |
| 2.2.4 消毒实验 |
| 2.3 检测方法 |
| 2.3.1 常规指标及三维荧光的检测 |
| 2.3.2 挥发性消毒副产物的检测 |
| 2.3.3 卤乙酸的检测 |
| 3 常规指标与消毒副产物生成势的关系研究 |
| 3.1 混凝对有机物的去除效果 |
| 3.2 消毒副产物的生成势 |
| 3.3 常规指标与消毒副产物生成势的线性拟合 |
| 3.3.1 氯化消毒条件下的线性回归 |
| 3.3.2 氯胺化消毒条件下的线性回归 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 三维荧光光谱与消毒副产物生成势的关系研究 |
| 4.1 三维荧光区域积分 |
| 4.2 混凝对三维荧光强度处理效果 |
| 4.3 三维荧光分区与消毒副产物生成势的线性拟合 |
| 4.3.1 氯化消毒条件下的线性回归 |
| 4.3.2 氯胺化消毒条件下的线性回归 |
| 4.4 平行因子分析模型建立 |
| 4.5 平行因子分析模型组分定性及定量分析 |
| 4.5.1 平行因子分析模型组分定性 |
| 4.5.2 平行因子分析模型组分定量 |
| 4.6 平行因子组分荧光强度与消毒副产物生成势线性拟合 |
| 4.6.1 氯化消毒条件下的线性拟合 |
| 4.6.2 氯胺化消毒条件下的线性拟合 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（2）GAC-UF一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸处理效能的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国水资源现状 |
| 1.1.1 水资源量状况 |
| 1.1.2 水资源污染现状 |
| 1.1.3 微污染水源水特点 |
| 1.2 消毒前驱物及其对水体的污染 |
| 1.2.1 消毒前驱物的种类与特征 |
| 1.2.2 消毒前驱物对水体的污染及净化过程 |
| 1.2.3 消毒前驱物的危害 |
| 1.3 活性炭和超滤的特性 |
| 1.3.1 活性炭 |
| 1.3.2 超滤 |
| 1.3.3 超滤-活性炭组合工艺现状 |
| 1.4 论文研究内容与意义 |
| 1.4.1 研究选题和内容 |
| 1.4.2 研究目的和意义 |
| 1.4.3 技术路线图 |
| 1.4.4 研究创新点 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 消毒副产物前驱物质的选择 |
| 2.1.1 消毒方式 |
| 2.1.2 消毒副产物的一般类型 |
| 2.1.3 含氮消毒副产物的分类 |
| 2.1.4 拟实验研究的前驱物选择 |
| 2.2 GAC-UF一体化净水柱构造与设计参数 |
| 2.2.1 GAC-UF一体化净水柱概述 |
| 2.2.2 一体化净水柱的工艺原理 |
| 2.2.3 一体化净水柱参数与构造 |
| 2.3 实验方案与原水配制 |
| 2.3.1 实验方案 |
| 2.3.2 实验原水配制 |
| 2.4 实验主要试剂 |
| 2.5 实验主要仪器 |
| 2.6 分析测定方法 |
| 2.7 小结 |
| 第3章 颗粒活性炭对色氨酸与腐殖酸的静态吸附 |
| 3.1 实验目的与原理 |
| 3.2 实验过程 |
| 3.2.1 原水水质 |
| 3.2.2 实验步骤 |
| 3.3 进水pH对去除效果的影响 |
| 3.4 活性炭投加量对去除效果的影响 |
| 3.5 吸附时间对去除效果的影响 |
| 3.6 原水浓度对去除效果的影响 |
| 3.7 反应温度对去除效果的影响 |
| 3.8 小结 |
| 第4章 超滤对腐殖酸和色氨酸的去除 |
| 4.1 实验目的与原理 |
| 4.2 实验过程 |
| 4.2.1 实验水质 |
| 4.2.2 实验步骤 |
| 4.3 进水流量对去除效果的影响 |
| 4.4 进水pH对去除效果的影响 |
| 4.5 原水浓度对去除效果的影响 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 GAC-UF一体化净水柱对色氨酸和腐殖酸的去除 |
| 5.1 实验目的与原理 |
| 5.2 实验过程 |
| 5.2.1 实验水质 |
| 5.2.2 实验步骤 |
| 5.3 进水流量对去除效果的影响 |
| 5.4 进水pH对去除效果的影响 |
| 5.5 原水浓度对去除效果的影响 |
| 5.6 一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸去除效果的机理分析 |
| 5.6.1 活性炭净水机理分析 |
| 5.6.2 超滤膜净水机理分析 |
| 5.6.3 颗粒活性炭-超滤一体化净水柱净水机理分析 |
| 5.7 小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（3）紫外/氯高级氧化工艺对苯系前体物生成消毒副产物的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 紫外/氯高级氧化工艺的技术特点及应用现状 |
| 1.2.1 紫外/氯高级氧化技术理论基础 |
| 1.2.2 紫外/氯高级氧化工艺在水处理中的应用 |
| 1.3 紫外/氯高级氧化工艺对消毒副产物生成的影响 |
| 1.3.1 消毒副产物简介 |
| 1.3.2 消毒副产物前体物介绍 |
| 1.3.3 紫外/氯高级氧化工艺中消毒副产物的生成研究 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 方案及技术路线 |
| 2 实验材料及方法 |
| 2.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.1 前体模式物溶液配制 |
| 2.1.2 氯储备液 |
| 2.1.3 消毒副产物标准样品 |
| 2.1.4 pH缓冲溶液 |
| 2.2 检测指标的测定 |
| 2.2.1 余氯的测定 |
| 2.2.2 消毒副产物的测定 |
| 2.2.3 溴结合因子计算方法 |
| 2.3 实验方法 |
| 3 紫外/氯高级氧化工艺中惰性苯衍生物的DBPs生成特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 苯甲酸 |
| 3.2.1 苯甲酸需氯量计算 |
| 3.2.2 苯甲酸的消毒副产物生成评估 |
| 3.2.3 溴离子对苯甲酸生成消毒副产物的影响 |
| 3.3 硝基苯 |
| 3.3.1 硝基苯需氯量计算 |
| 3.3.2 硝基苯的消毒副产物生成研究 |
| 3.3.3 溴离子对硝基苯生成消毒副产物的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 紫外/氯高级氧化工艺中活性苯衍生物的DBPs生成特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 苯酚 |
| 4.2.1 苯酚需氯量计算 |
| 4.2.2 苯酚的消毒副产物生成研究 |
| 4.2.3 溴离子对苯酚生成消毒副产物的影响 |
| 4.3 间苯二酚 |
| 4.3.1 间苯二酚需氯量计算 |
| 4.3.2 间苯二酚的消毒副产物生成评估 |
| 4.3.3 溴离子对间苯二酚生成消毒副产物的影响 |
| 4.4 邻氯苯酚 |
| 4.4.1 邻氯苯酚需氯量计算 |
| 4.4.2 邻氯苯酚的消毒副产物生成评估 |
| 4.4.3 溴离子对邻氯苯酚生成消毒副产物的影响 |
| 4.5 对氯苯酚 |
| 4.5.1 对氯苯酚需氯量计算 |
| 4.5.2 对氯苯酚的消毒副产物生成评估 |
| 4.5.3 溴离子对对氯苯酚生成消毒副产物的影响 |
| 4.6 2,4,6-三氯苯酚 |
| 4.6.1 2,4,6-三氯苯酚需氯量计算 |
| 4.6.2 2,4,6-三氯苯酚的消毒副产物生成评估 |
| 4.6.3 溴离子对2,4,6-三氯苯酚生成消毒副产物的影响 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 研究结论、创新点与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间完成的论文 |
| 致谢 |
（4）再生水中新兴极性卤代消毒副产物的生成和鉴别（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 再生水回用研究意义及现状 |
| 1.1.1 再生水资源利用意义 |
| 1.1.2 再生水资源利用现状 |
| 1.2 废水中消毒副产物研究进展 |
| 1.2.1 废水中消毒副产物的生成 |
| 1.2.2 消毒副产物的毒性 |
| 1.2.3 不同处理工艺对消毒副产物生成的影响 |
| 1.3 极性卤代消毒副产物的检测和鉴别方法 |
| 1.3.1 消毒副产物的前处理技术 |
| 1.3.2 消毒副产物的检测及鉴别方法 |
| 1.4 研究目的、意义和内容 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 样品采集 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 再生水水厂调研方法 |
| 2.3.2 水质指标测定方法 |
| 2.3.3 极性卤代消毒副产物检测方法 |
| 3 北京市不同再生水厂工艺及出水水质调查与分析 |
| 3.1 北京市再生水厂及再生水利用现状 |
| 3.2 不同再生水厂深处处理工艺概况 |
| 3.2.1 “生物滤池+过滤+脱色”工艺 |
| 3.2.2 “预处理+多段AAO+砂率+脱色”工艺 |
| 3.2.3 MBR工艺 |
| 3.3 不同深度处理工艺对出水水质的影响 |
| 3.3.1 不同工艺再生水厂对有机物的去除效果 |
| 3.3.2 不同工艺再生水厂对氮、磷的去除效果 |
| 3.3.3 不同工艺再生水厂对SS的去除效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 基于UPLC-MS/MS的极性卤代消毒副产物方法的建立 |
| 4.1 质谱条件优化 |
| 4.1.1 雾化气流量的选择 |
| 4.1.2 DL温度的选择 |
| 4.1.3 加热块温度的选择 |
| 4.1.4 干燥气流量的选择 |
| 4.1.5 碰撞能量的选择 |
| 4.2 液相色谱条件优化 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 再生水中极性卤代消毒副产物的检测及鉴别 |
| 5.1 不同处理工艺再生水水质指标表征 |
| 5.1.1 不同处理工艺再生水常规水质指标情况 |
| 5.1.2 不同处理工艺再生水可吸附有机卤素存在情况 |
| 5.2 再生水中极性卤代消毒副产物的检测 |
| 5.2.1 A厂再生水样中极性卤代消毒副产物的检测 |
| 5.2.2 B厂再生水样中极性卤代消毒副产物的检测 |
| 5.2.3 C厂再生水样中极性卤代消毒副产物的检测 |
| 5.2.4 D厂再生水样中极性卤代消毒副产物的检测 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读硕士/博士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（5）基于紫外光的高级氧化降解水中恩诺沙星机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 氟喹诺酮类药物概述 |
| 1.3 氟喹诺酮类抗生素的来源与现状 |
| 1.4 高级氧化工艺降解抗生素的研究进展 |
| 1.4.1 基于羟基自由基的处理工艺 |
| 1.4.2 基于硫酸根自由基的高级氧化工艺 |
| 1.4.3 基于紫外光(UV)的高级氧化工艺 |
| 1.4.4 基于过氧乙酸的高级氧化工艺 |
| 1.5 本课题研究目的与意义 |
| 1.6 本课题研究内容与技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验设备与仪器 |
| 2.2 实验操作与步骤 |
| 2.2.1 光降解实验 |
| 2.2.2 小球藻毒性分析实验操作步骤 |
| 2.2.3 消毒副产物前处理 |
| 2.3 检测方法 |
| 第三章 紫外光辐照去除水中ENR特性及消毒副产物控制机理研究 |
| 3.1 不同离子形态对ENR的降解的影响 |
| 3.2 常见阴离子及天然有机物对ENR降解的影响 |
| 3.3 活性自由基贡献率 |
| 3.4 不同化学性态下紫外光对消毒副产物的影响 |
| 3.5 消毒副产物毒性分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 紫外/氯组合工艺去除水中ENR特性及降解路径研究 |
| 4.1 不同氧化工艺对ENR降解的影响 |
| 4.2 二级反应速率计算及自由基贡献 |
| 4.3 不同氧化剂浓度及pH的影响 |
| 4.4 水中常见阴离子及天然有机物的影响 |
| 4.5 降解路径与产物分析 |
| 4.6 小球藻毒性分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 紫外/过氧乙酸组合工艺去除水中ENR特性及消毒副产物控制机理研究 |
| 5.1 不同氧化工艺对ENR降解的影响 |
| 5.2 不同氧化剂浓度对ENR降解的影响 |
| 5.3 不同p H对ENR降解的影响 |
| 5.4 水中常见阴离子影响 |
| 5.5 消毒副产物生成势变化 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 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论文情况 |
| 致谢 |
（6）给水管网终端饮用水中痕量卤乙酸的变化规律与去除机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 水中典型消毒副产物的国内外研究现状 |
| 1.2.1 典型消毒副产物的生成规律 |
| 1.2.2 典型消毒副产物的浓度变化规律 |
| 1.2.3 典型消毒副产物的潜在健康影响 |
| 1.3 饮用水中典型消毒副产物控制技术的国内外研究现状 |
| 1.3.1 消毒副产物前体物的控制技术 |
| 1.3.2 基于水厂工艺优化的控制技术 |
| 1.3.3 饮用水终端深度处理技术 |
| 1.4 课题引出 |
| 1.5 研究目的、意义及主要内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 主要试剂与仪器设备 |
| 2.1.1 主要化学试剂 |
| 2.1.2 实验仪器设备 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.2.1 饮用水终端净水装置 |
| 2.2.2 紫外光反应器 |
| 2.2.3 反渗透装置 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 终端饮用水的水质调查 |
| 2.3.2 终端净水装置去除消毒副产物实验 |
| 2.3.3 紫外光降解卤乙酸实验 |
| 2.3.4 反渗透工艺去除卤乙酸实验 |
| 2.4 分析测试方法 |
| 2.4.1 卤代消毒副产物及水质参数测定 |
| 2.4.2 紫外光降解卤乙酸产物测定 |
| 2.4.3 过氧化氢测定 |
| 2.4.4 羟基自由基测定 |
| 2.5 数据处理 |
| 2.5.1 饮用水终端水质调查相关的计算 |
| 2.5.2 卤乙酸光解实验中的参数计算 |
| 2.5.3 反渗透工艺流程中的参数计算 |
| 2.5.4 定量构效关系模型的构建步骤 |
| 第3章 给水管网终端饮用水中痕量消毒副产物的变化规律与终端净水装置的去除效能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 饮用水终端水质变化规律 |
| 3.2.1 水质及消毒副产物变化规律 |
| 3.2.2 消毒副产物种类及含溴率 |
| 3.2.3 消毒副产物与水质指标间的相关关系 |
| 3.3 给水管网终端饮用水中消毒副产物的时间变化规律 |
| 3.4 消毒副产物的水解稳定性与变化规律间的关系 |
| 3.5 终端净水装置去除消毒副产物的效能研究 |
| 3.6 终端净水装置中各工艺单元去除典型消毒副产物的效能研究 |
| 3.6.1 过滤与吸附单元去除典型消毒副产物的效能研究 |
| 3.6.2 煮沸单元去除典型消毒副产物的效能研究 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 紫外光解卤乙酸的效能与机制 |
| 4.1 紫外光解卤乙酸的效能与反应动力学研究 |
| 4.1.1 卤乙酸光解动力学的分析与比较 |
| 4.1.2 紫外光去除卤乙酸效能的预测 |
| 4.2 卤乙酸紫外光解过程中的自由基化学 |
| 4.2.1 卤乙酸光解类型分析 |
| 4.2.2 氯代乙酸光解过程中自由基的定性与定量 |
| 4.2.3 氯代乙酸光解过程中自由基的来源分析 |
| 4.3 卤乙酸光解产物及反应路径 |
| 4.3.1 氯代乙酸光解产物分析 |
| 4.3.2 非氯代乙酸光解产物分析 |
| 4.3.3 卤乙酸光解路径推测 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 反渗透工艺去除卤乙酸的效能与机制 |
| 5.1 闭合循环反渗透工艺去除卤乙酸的效能 |
| 5.1.1 卤乙酸的总体去除效能 |
| 5.1.2 工艺运行过程中卤乙酸的去除效能 |
| 5.2 卤乙酸的去除机制及其在工艺中的归趋 |
| 5.2.1 基于定量构效关系模型评估卤乙酸的跨膜机制 |
| 5.2.2 工艺运行过程中卤乙酸的归趋 |
| 5.3 工艺参数与水质参数对卤乙酸去除效能的影响 |
| 5.3.1 操作压力的影响 |
| 5.3.2 水样pH的影响 |
| 5.3.3 膜龄的影响 |
| 5.3.4 水质的影响 |
| 5.4 工艺的成本能耗分析及工艺优选 |
| 5.5 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 |
| 附录 |
| 缩写词一览表 |
（7）基于离子色谱分析总有机卤的电渗析紫外联用预处理技术（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景与问题的提出 |
| 1.2 研究的目的与意义 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 总有机卤分析方法发展历史 |
| 1.3.2 现有总有机卤分析标准方法 |
| 1.3.3 总有机卤分析方法中分离步骤的研究现状 |
| 1.3.4 总有机卤分析方法中脱卤转化步骤的研究现状 |
| 1.3.5 总有机卤分析方法中卤素定量步骤的研究现状 |
| 1.4 本文的研究方法及主要内容 |
| 1.4.1 本文的研究方法及主要内容 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 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 电渗析装置 |
| 2.3 光解装置 |
| 2.4 新总有机卤分析方法设备 |
| 2.5 检测方法 |
| 2.5.1 阴离子的检测 |
| 2.5.2 挥发性卤代消毒副产物的检测 |
| 2.5.3 卤代乙酸的检测 |
| 2.5.4 极性氯代、溴代消毒副产物的检测 |
| 2.5.5 总有机碳的检测 |
| 2.5.6 余氯的检测 |
| 2.5.7 其它指标的检测 |
| 2.6 实验设计与过程 |
| 2.6.1 电渗析处理水样实验 |
| 2.6.2 紫外脱卤实验 |
| 2.6.3 水中有机物分子量表征 |
| 2.6.4 总有机卤生成势实验 |
| 第3章 静态电渗析分离有机卤与无机卤的效率及机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 无机卤去除效率及机理探索 |
| 3.3 典型卤代消毒副产物流失途径分析 |
| 3.3.1 三氯乙酸 |
| 3.3.2 三氯甲烷 |
| 3.3.3 三氯苯酚 |
| 3.3.4 三氯乙腈 |
| 3.4 优化装置后电渗析对消毒副产物保留效率评价 |
| 3.5 有机卤在电渗析过程中的迁移机理分析 |
| 3.5.1 有机物性质与保留率的相关性 |
| 3.5.2 复杂有机卤保留规律分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 真空紫外高级氧化耦合紫外还原脱卤技术及机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 UV_(254NM)脱卤方法探索 |
| 4.2.1 UV254nm脱卤效率 |
| 4.2.2 UV_(254nm)脱卤的影响因素评价 |
| 4.2.3 UV_(254nm)加氯脱卤效率 |
| 4.3 真空紫外高级氧化脱卤方法探索 |
| 4.3.1 基于真空紫外的高级氧化脱卤方法 |
| 4.3.2 卤素形态转化分析 |
| 4.3.3 负一价碘离子流失途径探索 |
| 4.3.4 高价态碘离子的还原 |
| 4.4 高级氧化与还原联用脱卤方法效率评价 |
| 4.5 复杂有机卤脱卤规律分析 |
| 4.6 高级氧化与还原联用脱卤方法影响因素评价 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 新型总有机卤分析方法的评价及应用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 新型总有机卤分析方法的建立及评价 |
| 5.2.1 检测限 |
| 5.2.2 加标回收率及线性范围 |
| 5.2.3 准确度及精密度 |
| 5.3 新方法同传统总有机卤分析方法对比 |
| 5.3.1 典型卤代消毒副产物的检测情况对比 |
| 5.3.2 复杂有机氯检测情况对比 |
| 5.3.3 复杂有机溴检测情况对比 |
| 5.4 新方法在有机卤生成趋势研究中的应用 |
| 5.4.1 总有机碳变化趋势 |
| 5.4.2 耗氯量变化趋势 |
| 5.4.3 总有机氯变化趋势 |
| 5.4.4 含氯消毒副产物变化趋势 |
| 5.5 新方法在溴离子存在时有机卤生成势研究中的应用 |
| 5.5.1 总有机碳变化趋势 |
| 5.5.2 耗氯量变化趋势 |
| 5.5.3 总有机氯及总有机溴变化趋势 |
| 5.5.4 含氯及含溴消毒副产物变化趋势 |
| 5.6 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）改性ZIF-8/聚酰胺反渗透膜制备及其去除DBPs的性能与机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源与研究背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 研究背景 |
| 1.2 常见消毒副产物及其危害 |
| 1.2.1 三卤甲烷 |
| 1.2.2 卤乙腈 |
| 1.2.3 卤乙酸 |
| 1.2.4 N-亚硝胺 |
| 1.2.5 卤代酮 |
| 1.3 消毒副产物形成与控制技术 |
| 1.3.1 消毒副产物前驱物及其去除技术 |
| 1.3.2 在形成过程中的消毒副产物控制技术 |
| 1.3.3 消毒副产物的常规去除技术 |
| 1.3.4 消毒副产物的膜过滤去除技术 |
| 1.4 聚酰胺反渗透膜的缺点与改性方法 |
| 1.4.1 聚酰胺膜的耐氯性 |
| 1.4.2 聚酰胺膜的膜污染 |
| 1.4.3 小分子添加剂调控聚酰胺选择层的改性方法 |
| 1.4.4 超滤支撑膜调控聚酰胺膜的性能 |
| 1.4.5 颗粒添加剂调控聚酰胺选择层的改性方法 |
| 1.5 金属有机框架/聚酰胺复合膜 |
| 1.6 研究目的和主要内容 |
| 1.6.1 研究目的与意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 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 超滤支撑膜材料 |
| 2.1.3 仪器与设备 |
| 2.2 改性ZIF-8 颗粒与聚酰胺反渗透膜的特性表征 |
| 2.2.1 改性ZIF-8 颗粒与聚酰胺反渗透膜的形貌 |
| 2.2.2 改性ZIF-8 颗粒的结构 |
| 2.2.3 改性ZIF-8 颗粒与聚酰胺反渗透膜的化学组成分析 |
| 2.2.4 膜表面物理化学性质表征 |
| 2.3 改性ZIF-8 稳定性与吸附性能测定 |
| 2.3.1 改性ZIF-8 颗粒的稳定性测定 |
| 2.3.2 改性ZIF-8 颗粒的吸附性能测定 |
| 2.4 改性ZIF-8/聚酰胺反渗透膜的制备及性能测定 |
| 2.4.1 改性ZIF-8/聚酰胺反渗透膜的制备 |
| 2.4.2 改性ZIF-8/聚酰胺反渗透膜的通量测定 |
| 2.4.3 改性ZIF-8/聚酰胺反渗透膜的耐氯性能测定 |
| 2.4.4 改性ZIF-8/聚酰胺反渗透膜的抗污染性能测定 |
| 2.4.5 改性ZIF-8/聚酰胺复合膜的消毒副产物去除性能测定 |
| 2.5 消毒副产物的测定 |
| 2.5.1 挥发性消毒副产物的测定 |
| 2.5.2 卤乙酸的测定 |
| 2.5.3 N-亚硝胺的测定 |
| 第3章 ZIF?8/聚酰胺反渗透膜制备及其DBPs的去除性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 不同粒径ZIF-8 的制备与结构特性 |
| 3.2.1 不同粒径ZIF-8 的制备 |
| 3.2.2 不同粒径ZIF-8 的微观形貌 |
| 3.2.3 不同粒径ZIF-8 的微孔结构特性 |
| 3.2.4 ZIF-8 颗粒有机相中的团聚行为 |
| 3.2.5 ZIF-8 颗粒的N-亚硝基二甲胺吸附性能 |
| 3.3 ZIF-8/聚酰胺反渗透膜的性能 |
| 3.3.1 ZIF-8 掺杂量对ZIF-8 TFN膜氯化钠截留性能的影响 |
| 3.3.2 ZIF-8 粒径对ZIF-8 TFN膜氯化钠截留性能的影响 |
| 3.3.3 ZIF-8 TFN膜的抗污染性能 |
| 3.3.4 ZIF-8 TFN膜的DBPs去除性能 |
| 3.4 ZIF-8 对聚酰胺反渗透膜性能的影响机制分析 |
| 3.4.1 ZIF-8 TFN膜的表面微观形貌 |
| 3.4.2 ZIF-8 TFN膜的表面粗糙度 |
| 3.4.3 ZIF-8 TFN膜的表面元素 |
| 3.4.4 ZIF-8 TFN膜的亲水性 |
| 3.4.5 ZIF-8 TFN膜中ZIF-8 的分散程度 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 改性ZIF?8/聚酰胺反渗透膜的制备及其反渗透性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 CQDs@ZIF-8 的制备与结构特性 |
| 4.2.1 CQDs@ZIF-8 的制备 |
| 4.2.2 CQDs@ZIF-8 的微观形貌 |
| 4.2.3 CQDs@ZIF-8 的晶型结构特性 |
| 4.2.4 CQDs@ZIF-8 的化学组成 |
| 4.2.5 CQDs@ZIF-8 的水稳定性 |
| 4.3 CQDs@ZIF-8 TFN的微观形貌及反渗透性能 |
| 4.3.1 CQDs@ZIF-8 TFN膜的微观形貌 |
| 4.3.2 CQDs@ZIF-8 TFN膜的反渗透性能 |
| 4.3.3 CQDs@ZIF-8 TFN膜的耐氯性能 |
| 4.3.4 CQDs@ZIF-8 TFN膜的抗污染性能 |
| 4.4 两性离子改性ZIF-8 的制备及结构特性 |
| 4.4.1 PZ@ZIF-8 的制备 |
| 4.4.2 PZ@ZIF-8 的微观形貌特性 |
| 4.4.3 PZ@ZIF-8 的孔结构特性 |
| 4.4.4 PZ@ZIF-8 的化学组成 |
| 4.4.5 PZ@ZIF-8 的水稳定性 |
| 4.5 PZ@ZIF-8 TFN的微观形貌及反渗透性能 |
| 4.5.1 PZ@ZIF-8 TFN膜表面微观形貌 |
| 4.5.2 PZ@ZIF-8 TFN膜的反渗透性能 |
| 4.5.3 PZ@ZIF-8 TFN膜的静态抗污染性能 |
| 4.5.4 PZ@ZIF-8 TFN膜的动态抗污染性能 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 改性ZIF-8/聚酰胺反渗透膜的DBPs去除性能及机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 CQDs@ZIF-8 TFN膜的DBPs去除性能及其机理 |
| 5.2.1 CQDs@ZIF-8 TFN膜的DBPs去除性能 |
| 5.2.2 CQDs@ZIF-8 颗粒的N-亚硝基二甲胺吸附性能 |
| 5.2.3 CQDs@ZIF-8 TFN膜的孔径分布 |
| 5.2.4 CQDs@ZIF-8 TFN膜表面化学性质 |
| 5.3 PZ@ZIF-8 TFN膜的DBPs去除性能及其机理 |
| 5.3.1 PZ@ZIF-8 TFN膜的DBPs去除性能 |
| 5.3.2 PZ@ZIF-8 颗粒的N-亚硝基二甲胺吸附性能 |
| 5.3.3 PZ@ZIF-8 TFN膜的聚酰胺层结构特性 |
| 5.3.4 PZ@ZIF-8 膜表面化学组成 |
| 5.3.5 PZ@ZIF-8 TFN膜的表面Zeta电势 |
| 5.4 改性ZIF-8 强化反渗透膜DBPs去除性能的机理 |
| 5.4.1 溶解-扩散模型探究DBPs的传质过程 |
| 5.4.2 改性ZIF-8/聚酰胺反渗透膜去除DBPs的机理 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（9）锰氧化物处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成与调控（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 碘元素在环境中的分布及其在水处理中的转化 |
| 1.1.1 碘元素与人体健康 |
| 1.1.2 碘元素在环境中的分布 |
| 1.1.3 碘元素在水处理过程中的转化规律 |
| 1.1.4 活性碘与水中有机物的反应研究现状 |
| 1.2 碘代芳香类有机物的毒性、生成与控制 |
| 1.2.1 碘代芳香类有机物的毒性 |
| 1.2.2 碘代芳香类有机物生成规律的研究现状 |
| 1.2.3 碘代芳香类有机物控制方法的研究现状 |
| 1.2.4 PMS控制碘代芳香类有机物的可行性 |
| 1.3 KMnO_4和MnO_2氧化技术 |
| 1.3.1 KMnO_4和MnO_2的物理化学性质 |
| 1.3.2 KMnO_4去除有机物的研究现状 |
| 1.3.3 MnO_2去除有机物的研究现状 |
| 1.3.4 KMnO_4和MnO_2体系碘代有机物生成的研究现状 |
| 1.4 研究目的和主要内容 |
| 1.4.1 研究的目的和意义 |
| 1.4.2 研究的主要内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.1 酚类有机物的选择 |
| 2.1.2 实验所用试剂 |
| 2.2 主要实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 KMnO_4和MnO_2降解酚类有机物 |
| 2.3.2 I~-对KMnO_4和MnO_2降解有机物的影响 |
| 2.3.3 PMS氧化I~-的动力学 |
| 2.3.4 PMS氧化HOI的动力学 |
| 2.3.5 I~-存在时不同氧化体系中碘代有机物的生成潜能 |
| 2.3.6 PMS对锰氧化物处理含碘水碘代芳香类有机物的调控 |
| 2.4 实验检测方法 |
| 2.4.1 pH值的测定 |
| 2.4.2 KMnO_4浓度的测定 |
| 2.4.3 MnO_2浓度的测定 |
| 2.4.4 PMS浓度的测定 |
| 2.4.5 IO_3~-浓度的测定 |
| 2.4.6 有机物浓度的测定 |
| 2.4.7 HPLC/ESI-QTrap-MS测定碘代芳香类有机产物 |
| 2.4.8 HPLC/ESI-Triple TOF测定氧化产物 |
| 2.4.9 TOC的测定 |
| 2.4.10 小分子碘代有机物的测定 |
| 2.4.11 总碘代有机物测定 |
| 第3章 KMnO_4处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 I~-对KMnO_4氧化不同酚类有机物效能的影响 |
| 3.3 I~-对KMnO_4氧化模型酚类有机物效能的影响 |
| 3.3.1 I~-浓度对KMnO_4氧化尼泊金酯效能的影响 |
| 3.3.2 KMnO_4浓度对其氧化尼泊金酯效能的影响 |
| 3.3.3 pH对 KMnO_4氧化尼泊金酯效能的影响 |
| 3.4 KMnO_4氧化模型酚类有机物的动力学拟合 |
| 3.4.1 化学反应动力学 |
| 3.4.2 KMnO_4与尼泊金酯的反应动力学 |
| 3.4.3 HOI与尼泊金酯的反应动力学 |
| 3.4.4 I~-存在时KMnO_4氧化尼泊金酯的动力学模型 |
| 3.4.5 I~-对KMnO_4氧化酚类有机物影响的机制分析 |
| 3.5 KMnO_4处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成机制及毒性评价 |
| 3.5.1 I~-存在时KMnO_4氧化尼泊金酯碘代芳香类有机产物的检测 |
| 3.5.2 I~-存在时KMnO_4氧化尼泊金酯碘代芳香类有机产物的生成规律 |
| 3.5.3 I~-存在时KMnO_4氧化尼泊金酯生成的碘代芳香类有机产物的毒性 |
| 3.5.4 I~-存在时KMnO_4氧化不同酚类有机物碘代芳香类有机产物的生成 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 MnO_2处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 MnO_2氧化双酚类有机物的效能研究 |
| 4.2.1 MnO_2浓度对其氧化双酚类有机物效能的影响 |
| 4.2.2 p H对 MnO_2氧化双酚类有机物效能的影响 |
| 4.3 MnO_2氧化双酚类有机物的氧化产物和路径 |
| 4.3.1 MnO_2氧化BPAF的氧化产物鉴定 |
| 4.3.2 MnO_2氧化BPAF的路径分析 |
| 4.3.3 MnO_2氧化BPS的氧化产物鉴定 |
| 4.3.4 MnO_2氧化BPS的路径分析 |
| 4.4 I~-对MnO_2氧化双酚类有机物效能的影响 |
| 4.4.1 I~-浓度对MnO_2氧化双酚类有机物效能的影响 |
| 4.4.2 I~-存在时p H对 MnO_2氧化双酚类有机物效能的影响 |
| 4.4.3 I~-对MnO_2氧化双酚类有机物效能影响的机制分析 |
| 4.5 MnO_2处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成机制及毒性评价 |
| 4.5.1 I~-存在时MnO_2氧化BPAF碘代芳香类有机产物的检测 |
| 4.5.2 I~-存在时MnO_2氧化BPAF碘代芳香类有机产物的检测 |
| 4.5.3 I~-存在时MnO_2氧化双酚类有机物生成碘代芳香类有机产物的路径分析 |
| 4.5.4 I~-存在时MnO_2氧化双酚类有机物生成碘代芳香类有机产物的动力学.. |
| 4.5.5 I~-存在时MnO_2氧化双酚类有机物生成碘代芳香类有机产物的毒性 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 PMS对锰氧化物处理含碘水碘代芳香类有机产物的调控 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 PMS氧化I~-的反应动力学和反应机理 |
| 5.2.1 PMS氧化I~-的反应动力学 |
| 5.2.2 PMS氧化I~-的反应机理 |
| 5.3 PMS氧化HOI的反应动力学和反应机理 |
| 5.3.1 PMS氧化HOI的反应动力学 |
| 5.3.2 PMS氧化HOI的反应机理 |
| 5.3.3 PMS氧化HOI过程中IO_3~-的生成动力学 |
| 5.3.4 PMS氧化I~-的反应计量比 |
| 5.4 PMS氧化体系碘代有机物的生成潜能 |
| 5.4.1 PMS氧化体系碘代有机物的生成潜能 |
| 5.4.2 PMS、HOCl和 NH_2Cl体系中碘代有机物生成潜能的比较 |
| 5.5 PMS对锰氧化物处理含碘水碘代芳香类有机物的调控 |
| 5.5.1 PMS对 KMnO_4氧化尼泊金酯效能的影响 |
| 5.5.2 PMS对 KMnO_4处理含碘水碘代芳香类有机产物生成的影响 |
| 5.5.3 PMS对 KMnO_4处理含碘水IO_3~-生成的影响 |
| 5.5.4 天然水体中PMS对 KMnO_4处理含碘水碘代芳香类有机产物生成的影响 |
| 5.5.5 PMS对 MnO_2处理含碘水碘代芳香类有机产物生成的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及其他成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（10）饮用水预氯化工艺对卤代消毒副产物生成的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 饮用水中消毒副产物的研究 |
| 1.1.1 消毒副产物的来源及生成 |
| 1.1.2 消毒副产物的危害及控制 |
| 1.1.3 总有机卤化物和未知有机卤化物的研究 |
| 1.2 卤代消毒副产物分子组成的表征方法 |
| 1.2.1 静电场轨道离子阱质谱(Orbitrap MS) |
| 1.2.2 飞行时间质谱(TOF MS) |
| 1.2.3 傅立叶变换离子回旋共振质谱(FT-ICR MS) |
| 1.3 预氯化技术对卤代消毒副产物的研究 |
| 1.3.1 常见预处理技术 |
| 1.3.2 预氯化作用原理 |
| 1.3.3 预氯化对卤代消毒副产物的生成影响 |
| 1.4 研究意义与内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究框架 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验药剂及仪器 |
| 2.1.1 样品采集 |
| 2.1.2 实验药品 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 实验操方法 |
| 2.2.1 FT-ICR MS分析实验 |
| 2.2.2 预氯化实验 |
| 2.2.3 毒性实验 |
| 2.3 测定分析方法 |
| 2.3.1 pH的测定 |
| 2.3.2 溶解性有机碳的测定 |
| 2.3.3 余氯浓度的标定 |
| 2.3.4 消毒副产物(三卤甲烷)的测定 |
| 2.3.5 溶解性有机物及未知卤代消毒副产物的鉴定 |
| 2.3.6 酶标仪的测定 |
| 第3章 预氯化实验中溶解性有机物及卤代消毒副产物的表征分析.. |
| 3.1 不同条件下溶解性有机物的表征分析 |
| 3.1.1 溶解性有机物的质谱图分析 |
| 3.1.2 溶解性有机物的范克莱夫伦图分析 |
| 3.1.3 溶解性有机物的Kendrick质量偏差分析 |
| 3.1.4 溶解性有机物的参数统计分析 |
| 3.2 不同条件下未知卤代消毒副产物的表征分析 |
| 3.2.1 未知卤代消毒副产物的质谱图分析 |
| 3.2.2 未知卤代消毒副产物的范克莱夫伦图分析 |
| 3.2.3 未知卤代消毒副产物的Kendrick质量偏差分析 |
| 3.2.4 未知卤代消毒副产物的参数统计分析 |
| 3.3 不同条件下卤代消毒副产物(三卤甲烷)的生成研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 实际水厂沿程工艺对溶解性有机物的影响 |
| 4.1 自来水厂概况及水质参数测定 |
| 4.1.1 水厂工艺简介 |
| 4.1.2 取样点布置 |
| 4.1.3 水质指标测定 |
| 4.2 水厂沿程工艺中水质指标分析 |
| 4.3 水厂沿程工艺中溶解性有机物的整体变化特性 |
| 4.4 水厂沿程工艺中溶解性有机物的变化规律 |
| 4.4.1 预氯化工艺中溶解性有机物的变化规律 |
| 4.4.2 预臭氧工艺中溶解性有机物的变化规律 |
| 4.4.3 混凝-沉淀工艺中溶解性有机物的变化规律 |
| 4.4.4 主臭氧工艺中溶解性有机物的变化规律 |
| 4.4.5 炭砂工艺中溶解性有机物的变化规律 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 实际水厂沿程工艺对未知氯代消毒副产物的影响 |
| 5.1 水厂沿程工艺中未知氯代消毒副产物的整体变化特性 |
| 5.2 水厂沿程工艺中未知氯代消毒副产物的变化规律 |
| 5.2.1 预氯化工艺中未知氯代消毒副产物的变化规律 |
| 5.2.2 预臭氧工艺中未知氯代消毒副产物的变化规律 |
| 5.2.3 混凝-沉淀工艺中未知氯代消毒副产物的变化规律 |
| 5.2.4 主臭氧工艺中未知氯代消毒副产物的变化规律 |
| 5.2.5 炭砂工艺中未知氯代消毒副产物的变化规律 |
| 5.2.6 水厂出水中未知氯代消毒副产物的变化规律 |
| 5.3 毒性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文情况 |
| 致谢 |
四、氯化有机副产物的毒性及去除（论文参考文献）
- [1]三维荧光光谱多变量分析与消毒副产物生成势相关性研究[D]. 辛慧宇. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [2]GAC-UF一体化净水柱对腐殖酸和色氨酸处理效能的研究[D]. 曹培玲. 太原理工大学, 2021(01)
- [3]紫外/氯高级氧化工艺对苯系前体物生成消毒副产物的影响研究[D]. 吴霖璟. 东华大学, 2021(01)
- [4]再生水中新兴极性卤代消毒副产物的生成和鉴别[D]. 徐娟. 北京交通大学, 2021
- [5]基于紫外光的高级氧化降解水中恩诺沙星机理研究[D]. 相元泉. 上海海洋大学, 2021(01)
- [6]给水管网终端饮用水中痕量卤乙酸的变化规律与去除机制[D]. 汪磊. 哈尔滨工业大学, 2021(02)
- [7]基于离子色谱分析总有机卤的电渗析紫外联用预处理技术[D]. 卜毅男. 哈尔滨工业大学, 2020
- [8]改性ZIF-8/聚酰胺反渗透膜制备及其去除DBPs的性能与机理研究[D]. 王飞鸿. 哈尔滨工业大学, 2020(02)
- [9]锰氧化物处理含碘水碘代芳香类有机产物的生成与调控[D]. 李娟. 哈尔滨工业大学, 2020(02)
- [10]饮用水预氯化工艺对卤代消毒副产物生成的影响研究[D]. 李翼. 北京建筑大学, 2020(08)