一、饮用水中有机卤代物分解方法的研究（论文文献综述）
张瀚元[1]（2020）在《传统消毒工艺对游离态蓝藻胞外聚合物的降解转化研究》文中研究表明目前水源水体蓝藻污染势态的普遍化和严重化导致蓝藻胞外聚合物（EPS）的污染控制迫在眉睫。蓝藻EPS是水源水中中的一项重要有机污染源,其在蓝藻生长繁殖过程大量释放并游离于周围水环境中。针对游离态蓝藻EPS不易在常规物化处理过程中截留去处,极易残留在工艺处理出水中,成为消毒副产物前驱物的特性,本研究重点考察了传统消毒工艺对游离态蓝藻EPS降解转化效果,对比分析了次氯酸钠、液氯、紫外线、臭氧等不同消毒处理和工艺条件对不同含量游离态蓝藻EPS的降解转化效率,同时探究了游离态蓝藻EPS在不同消毒工艺处理后的消毒副产物生成情况,阐明了游离态蓝藻EPS在传统水处理消毒工艺环节中的去除规律及转化机制,并基于游离态蓝藻EPS有机污染去除和饮用水水质消毒副产物安全限制分析,对比优选饮用水消毒处理工艺方法。本论文的研究内容及结论如下:（1）研究了不同氯化消毒工艺处理时,蓝藻EPS在次氯酸钠和液氯消毒过程中的降解转化和消毒副产物产生。在相同的消毒剂量条件下,次氯酸钠消毒对蓝藻EPS中多糖类、蛋白类、腐殖酸类物质的降解效率比液氯更高,其中经过次氯酸钠消毒后水样中蛋白质的降解效率几乎接近百分之百,而对多糖的降解效率也在41.6%-74.6%之间,这远高于液氯消毒后的21.4%-41%的降解效率。次氯酸钠消毒更大程度上促使了大分子链物质的降解,趋向于向小分子链物质的彻底转化。然而同时,使用次氯酸钠对相同浓度蓝藻EPS的水体进行消毒后,其消毒副产物的产生量要远远多于液氯消毒,其中三卤甲烷和卤乙酸产生量的尤为明显。经过次氯酸钠消毒后高含量EPS水样所产生的三卤甲烷和卤乙酸含量分别为492μg/L-592μg/L和368μg/L-586μg/L,低含量EPS水样所产生的三卤甲烷和卤乙酸含量分别为266μg/L-294μg/L和212μg/L-324μg/L;而经过液氯消毒后高含量EPS水样所产生的三卤甲烷和卤乙酸含量分别为59μg/L-145μg/L和130μg/L-196μg/L,低含量EPS水样所产生的三卤甲烷和卤乙酸含量分别为37μg/L-60μg/L和60μg/L-103μg/L。蓝藻EPS中的大量有机物质是产生消毒副产物的重要前驱物,氯化消毒过程中蓝藻EPS有机组分的降解和消毒副产物的产生都遵循一定的转化规律:降解效率随消毒剂量增加而增加,随蓝藻EPS含量升高而降低;副产物生成随消毒剂量增加而增加,随蓝藻EPS含量升高而增加。因此,氯化消毒剂量的增加和蓝藻EPS浓度的升高都是导致消毒水质不安全的主要因素。而次氯酸钠相较于液氯对消毒副产物的贡献值更高,其水质安全性更低。因此若基于消毒副产物生成的安全隐患考虑,使用液氯消毒可能比次氯酸钠消毒更安全一些。但在水处理工艺过程中,对含蓝藻EPS水消毒处理前增设蓝藻EPS去除工艺,才可以更有效的降低消毒副产物的生成。（2）对比分析了不同非氯化消毒工艺处理时,蓝藻EPS在紫外线和臭氧消毒过程中的降解转化和消毒副产物产生。由于紫外线辐射的破坏作用和臭氧的强氧化作用,蓝藻EPS中的多糖类、蛋白类等大分子有机物可以实现较大程度的氧化降解,且随着消毒剂量的升高,大分子趋向于更小分子量的物质降解的趋势更加明显。紫外线对于蓝藻EPS大分子有机组分的降解转化相较于臭氧效率更高,这与紫外线对多糖类大分子链物质结构的断裂破坏有关。相较于氯化消毒方式,紫外线和臭氧两种非氯化消毒方式均不会导致三卤甲烷、卤乙酸和总有机卤素等消毒副产物的大量产生,甚至臭氧消毒能够破坏三卤甲烷、卤乙酸、总有机卤素等的物质结构,对卤代有机消毒副产物的含量有一定的降解控制作用。因此非氯化消毒比氯化消毒更适于含蓝藻EPS水源的安全处理,而臭氧消毒更可以优选为游离态蓝藻EPS降解和消毒副产物控制的协同消毒工艺。
关朝婷[2]（2020）在《碳纳米管/过硫酸盐体系氧化机制与卤代副产物生成控制》文中提出过二硫酸盐（peroxodisulfate,PDS）是一类常见的氧化剂,因其具有绿色环保、价格低廉、便于保存和运输等优点,近些年在水处理领域受到了日益增加的关注。PDS的应用通常需要一定的外界条件激发,使其分解产生具有强氧化能力的硫酸根自由基(SO4·-),从而实现对水中有机微污染物的高效降解。有研究发现某些碳材料能够通过非自由基路径增强PDS的氧化能力,然而潜在的反应机理尚不清晰。本研究采用商品碳纳米管（carbon nanotube,CNT）作为PDS的活化剂,深入探究CNT活化PDS的非自由基机理,鉴定反应中产生的氧化活性成分,考察了不同有机微污染物在PDS/CNT体系的降解效能及氧化产物。着重研究了无机卤素离子以及典型卤代有机物在PDS/CNT体系的转化,据此评估该体系卤代副产物的生成势。PDS/CNT体系对有机化合物的氧化展示出了明显的选择性,对富电子的酚类化合物及磺胺类药物具有较高的氧化活性,但几乎不能氧化难降解的芳香族化合物如苯甲酸。利用不同类型的CNT活化PDS氧化有机物时,发现了相似的选择性。通过自由基和单线态氧捕获实验、电子顺磁共振技术、傅立叶变换红外光谱法以及监测PDS分解等方法,证实CNT活化PDS的非自由基机理主要是通过PDS与CNT表面某些活性位点（如氮原子的邻域和缺陷位点）结合产生了表面活性复合物,其氧化能力相对温和,因此对有机化合物的降解具有较强的选择性。选取醋氨酚（acetaminophen,ATP）作为酚类污染物的代表,系统地研究其在PDS/CNT体系的氧化动力学和产物。结果表明PDS/CNT体系对ATP具有很高的氧化活性,在研究的实验条件下,ATP在中性p H下的氧化速率最快,假一级反应速率常数（kobs）为0.6682 min-1。p H升高或降低都导致其氧化速率的下降,在p H=5和9时,kobs值分别为0.3045和0.4567 min-1。随着PDS投量的增加,ATP在PDS/CNT体系的氧化速率先加快后保持不变,即有机物在PDS/CNT体系的降解展示出与PDS浓度有关的饱和动力学。ATP的氧化速率随着CNT投量的增加而线性增加。无机阴离子如氯离子和碳酸根离子的存在几乎不影响ATP的降解,而腐殖酸对ATP的降解展示出一定程度的抑制作用。PDS/CNT体系氧化ATP产生了多种中间产物,反应路径主要涉及羟基化作用、自由基耦合过程、分子内脱水反应以及乙酰氨基转化产生亚硝基的反应。PDS/CNT体系与溴离子（Br-）的反应活性很低,反应过程中未检测到次溴酸（HOBr）或溴酸盐（BrO3-）的生成。溴代有机物如2-溴酚（2-bromophenol,2-BrP）、3-溴酚（3-bromophenol,3-BrP）和4-溴酚（4-bromophenol,4-BrP）能够被PDS/CNT体系有效地降解,在研究的实验条件下,它们在中性pH下的氧化速率分别为0.1870,0.0951和0.1223 min-1。溴酚与PDS/CNT体系的反应产生了多种聚合溴代物,主要包括羟基化的多溴联苯和羟基化的多溴联苯醚,它们的生成路径主要涉及到PDS/CNT体系与溴酚发生一电子氧化反应产生酚氧自由基,这些自由基随后经历耦合反应产生了一系列的聚合产物。尽管这些溴代聚合产物具有比母体有机物更高的毒性,但由于CNT良好的吸附性能,这些产物生成后几乎完全被CNT吸附去除,未在反应后的溶液中检出。此外,SO4·-氧化溴酚的产物与PDS/CNT体系的氧化产物具有较大差异,揭示了自由基与非自由基氧化过程的本质差异。不同于Br-,碘离子（I-）能够与PDS/CNT体系快速反应,并产生了等化学计量比的次碘酸（HOI）,然而HOI进一步向碘酸盐（IO3-）的转化是可忽略的。I-的存在加速了酚类化合物在PDS/CNT体系的氧化,例如,在研究的实验条件下,10μM I-的存在使得对羟基苯甲酸（p-HBA）的氧化速率从0.0058增大到0.0122min-1,即kobs值增大约2.1倍,这主要是由于I-的转化产物HOI对酚类化合物具有较高的反应活性。以p-HBA为代表物探究了I-存在时PDS/CNT体系与有机物反应过程中碘代氧化副产物的产生情况。结果表明,p-HBA在PDS/CNT/I-体系的转化产生了多种碘代芳香族化合物,它们的生成路径主要涉及到HOI与苯环的碘代反应、脱羧反应、一电子转移过程以及自由基耦合反应等。实际水体加标实验中也检测到了类似的碘代芳香族化合物,对这些产物进行半定量分析的结果显示,随着反应的进行,它们的浓度先升高至最大值,随后逐渐降低至完全消失,表明PDS/CNT体系能够进一步氧化去除产生的碘代芳香族副产物。此外,以碘帕醇（iopamidol,IPM）作为碘代有机物的代表,PDS/CNT体系不能有效降解IPM,这归因于非自由基活性成分对结构复杂的大分子有机物反应活性较低。因此,PDS/CNT氧化技术在用于降解水中有机微污染物时,具有较低的溴代或碘代氧化副产物的生成风险。
陈爽,黄芷君,龚婷婷,鲜启鸣[3]（2020）在《废水中可吸附有机卤化物的来源、测定方法及去除技术的研究进展》文中提出简述了废水中可吸附有机卤化物（AOX）的定义、来源和危害,以及国内外废水中AOX排放的相关法规。详细介绍了微库仑法、中子活化法、三维荧光法等AOX测定方法,以及物理法、化学法、生物法3种AOX去除技术的研究进展。并对工业废水中AOX的检测、表征及其针对性处理提出了今后的研究方向。
袁祎倩[4]（2020）在《印染废水中可吸附有机氯化物与氯苯类化合物的污染特征研究》文中研究表明纺织印染行业是我国主要工业之一,但其产生的印染废水产量大（2018年排放约19亿吨）,排放量居全国工业行业第三位。在纺织染整工业中常会用到有机氯化合物或者产生部分有机氯化合物副产物,有机氯化物大多具有毒性或致癌性,对人类和生态环境造成危害。目前污染物控制目标主要为常规的废水排放指标,如COD、氨氮等,但其中含有的毒性和致癌性有机物仍没有成为控制目标。针对印染废水中有机氯化物的潜在污染危害,选取珠三角地区印染废水处理厂作为研究对象,参照印染废水污染物排放标准和我国优先控制污染物名录,将印染废水中的可吸附有机氯化物（AOCl）和氯苯类化合物（CBs）作为目标污染物,探索AOCl与CBs在印染废水处理过程中污染水平和去除特性,并对排放水中CBs的生态风险进行评估。主要研究结论如下:（1）采用吸附-高温裂解-离子色谱法测定印染废水处理厂不同单元中AOCl的污染水平,分析了各单元对AOCl的去除效率。通过单因素实验比较了四种吸附手段,即振荡吸附、超声吸附、填充活性炭柱吸附和石墨化碳黑小柱吸附对AOCl的吸附效率。确定底氯值最低（17.7μg/L）且回收率最稳定（加标回收率为87.5-113%,相对标准偏差<10%）的石墨化碳黑小柱吸附为吸附方法后开展实验。（2）实验结果表明,尽管有机氯化物常用于纺织染整工业,但原始印染废水中的AOCl含量属于较低水平,为436μg/L-2130μg/L,远低于制药废水和制浆造纸废水等其他行业工业废水。在常规的处理流程中,整体AOCl呈下降趋势,出水中AOCl含量为310μg/L-975μg/L,皆小于国家限定的印染废水AOX特别排放限值（8 mg/L）。虽然印染废水处理厂采用的工艺有所不同,但大部分的AOCl去除率都由厌氧-好氧工艺贡献,在32.57-51.97%之间。经过厌氧-好氧工艺处理后直到排放,废水的AOCl值变化波动不大,在后续的处理工艺中只有二沉池对AOCl产生明显的去除效果（17%）。发现有排放水中AOCl浓度稍微高于前一处理设备的现象,这是由于排放前投加了含氯消毒剂,导致有机氯化物的含量有增加。（3）采用液液萃取-气相色谱法测定12种CBs在印染废水处理厂的污染水平,结合AOCl的实验结果和印染废水的总有机物指标值分析了CBs在印染废水中的污染特征。结果表明,三氯苯（3种）,四氯苯（3种）,五氯苯和六氯苯在纺织印染废水中普遍存在,且由于浓度低,CBs在AOCl中只占很小的比例（低于0.5%）。在油-水混合状态的原废水中的发现六氯苯含量高达9.277μg/L,比其余原废水的六氯苯含量高出上百倍。其余原废水中的CBs浓度水平相似,皆低于0.1μg/L,并且组成相似。未检测到一氯苯和二氯苯,这可能与其强挥发性、生化特性和弱仪器灵敏度有关。（4）CBs的去除仅发生在厌氧系统,主要由厌氧生物的生物降解和污泥的吸附起去除作用,对AOCl、总有机物有优异去除效果的好氧系统对CBs没有相应的作用。因此,CBs并没有随总有机物或AOCl有着相同去除趋势。在处理过程出现CBs浓度增加的现象,推测是混凝剂和工艺选择不当造成对去除CBs的消极影响。尽管处理厂的个别工艺不同,但排放水中CBs的含量和成分分布相似,三氯苯是主要污染物,占整体CBs的38.68-39.19%。由于常规废水处理厂无法改善废水中CBs的污染,排放水中CBs含量和组成与进水时相比没有明显差异。（5）通过水环境影响程度（Amibient Severity,AS）和风险商（risk quotients,RQs）评估了纺织印染废水中CBs的生态风险。根据AS的评估结果,单独或整体的CBs都不会导致印染废水排放水对人体健康有严重的潜在危害性（AS<1）,但整体CBs的AS值比单个AS值高出一个数量级。根据RQs的评估结果,尽管常规处理后印染废水中的CBs浓度非常低,但仍对生态环境构成中等风险（0.1<RQs<1）。
冯浩朋[5]（2020）在《基于铁基纳米材料的水体典型污染物的去除行为机理研究》文中指出随着经济的迅速发展,水体污染的问题日趋严重。其中,重金属和抗生素类作为水体中的典型污染物,对人类健康和生态安全造成了巨大的威胁。因此,寻求简便、高效和低成本的净水方法和材料是目前的当务之急。由于在自然界中储量丰富、廉价易得和环境友好性,铁基纳米材料在水体修复领域引起了广泛的关注。因此,本论文选取了重金属砷和盐酸四环素作为两种典型的目标污染物,基于纳米零价铁材料的形貌工程调控和功能化修饰,研究其对重金属砷的去除行为机理;基于新型贱金属铁基阳极材料的制备和电子结构调整,研究其对盐酸四环素的电氧化降解机理。本论文从材料科学和环境科学的角度出发,结合密度泛函理论与第一性原理,考察催化剂的微观结构特性、物化性质和电子结构性质对污染物去除过程的影响,并深入探讨污染物的去除机理。具体研究内容和结果如下:第一部分基于纳米零价铁材料,对其进行了形貌工程改造,通过控制老化时间,在其表面自生长了一层厚度可控的氧化铁壳。这层氧化铁壳的存在不仅提高了纳米零价铁的稳定性,还改变了其活化分子氧的电子传递路径,提高了对三价砷的催化氧化能力,对砷的去除能力相比于未改性的零价铁提高了60多倍。而且,在底泥修复过程中,这种独特的核壳结构的纳米零价铁材料有效的降低了砷的生物利用性和移动性,促进其转化为生物利用性差的残渣态砷。此外,本研究还构建了一种新型类-芬顿体系,实现了对缺氧环境下含砷地下水的高效净化。同时,考虑了实际环境因素的影响,并评估了材料在实际含砷冶炼废水和河水中的性能,为修复砷污染的环境危害提供了一种有前景的方法和技术方案。第二部分基于第一部分的研究基础对核壳结构的纳米零价铁材料进行功能化优化,实现了过渡金属铜的掺杂。这种特殊的铜掺杂的核壳结构,极大的提高了纳米零价铁材料对砷的吸附能力、去除速率和对三价砷的氧化能力。相比于未掺杂铜的核壳结构的纳米零价铁材料,在相同的实验条件下,对砷的去除速率提高了4倍。而且,铜掺杂后,使纳米零价铁材料活化分子氧的路径数增加了4倍,大大提高了自由基和腐蚀产物的产量,加快了水体中砷的去除速率。一般情况下,环境研究人员将纳米零价铁中的低自由基产量归因于铁的沉淀物、纳米零价铁与过氧化氢的高反应活性及芬顿反应的低速率,但通常忽视了分子氧活化与自由基生成路径的重要性,这不利于纳米零价铁的广泛应用。因此,本文提出了一种通过增加零价铁活化分子氧路径来提高自由基的产量,从而加快水体中砷污染净化进程的策略,为降低砷污染对周边环境的影响提供了一种有潜力的策略。第三部分基于贱金属层状铁钴双金属氢氧化物阳极材料,经过一步高温拓扑转换制备得到贱金属层状铁钴双金属磷化物阳极材料。经过高温煅烧和磷杂化处理的阳极材料明显提高了其在电氧化降解有机污染物过程中的稳定性,有效的降低了铁离子的释放和铁泥的形成。XPS和DFT计算结果一致表明,通过进一步控制铁钴的摩尔比例,可以优化阳极材料的电子结构,改变阳极材料上活性位点处的电子密度,使金属钴带更多的正电荷,磷带更多的负电荷,从而加快水分子的吸附和活化。而且,电子结构的优化会显着降低羟基自由基产生的势垒,使阳极材料更容易产生羟基自由基,提高电催化氧化降解有机污染物的能力。实验结果表明,本研究设计的阳极材料对抗生素类污染物的降解效率优于掺硼金刚石阳极和铂片阳极;与大多数传统的电芬顿氧化法不同,本研究制备的自生长的层状铁钴双金属磷化物阳极材料具有广泛的p H适用范围。因此,本研究可以为设计更先进的阳极材料用于电催化氧化净水等领域提供新的思路。第四部分基于贱金属层状铁钴双金属氢氧化物阳极材料,通过化学气相沉积和一步化学还原的方法,制备得到铜纳米点沉积的磷杂化层状铁钴双金属氢氧化物阳极材料。铜纳米点沉积可以有效的提高对水分子的吸附和解离能力,磷掺杂可以加快吸附氢的脱附作用,从而使电极材料产生更多的羟基自由基。XPS和DFT计算结果一致表明,这种策略优化了阳极材料的电子结构,使沉积的铜纳米点带有更多的正电荷,磷杂化的层状铁钴双金属氢氧化物带有更多的负电荷。这种电子结构的改变会使阳极材料对H原子和OH官能团产生一种不平衡的“拉扯力”,导致阳极材料上吸附的极性水分子变得不稳定,H-O键更容易断裂,从而加快羟基自由基产生。这种策略还提高了析氧反应的势垒,生成副反应产物氧气的过电位较高,为贱金属铁基纳米材料应用于电氧化净水技术提供了合理的方法和技术方案。
赵凯书[6]（2019）在《纳米铁在处理废水中有机卤代物的应用》文中提出纳米铁作为新型纳米材料在水处理中应用广泛,其中它在降解有机卤代物、有毒重金属、偶氮染料等方面成就突出。本文介绍了它在降解有机卤代物的方面的最新研究及总结。重点探究了它在降解TCE、对氯硝基苯及γ-HCH时还原脱卤的特性,提出了纳米铁在处理工业废水时pH值越低、量越大,降解效果越好的结论,对于降解废水中有机卤代物及降低处理化工污染成本有重要意义。
方长玲[7]（2017）在《高盐环境氯酚氧化降解体系中有机卤代物生成机制与毒性评价研究》文中认为氯酚废水主要来源于炼油、炼焦、造纸、医药、印染、化工等行业,其排放量大,对环境造成极大的威胁,因而氯酚废水的无害化处理成为国内外学者关注的热点问题。近年来,基于硫酸根自由基（SO4·-）的高级氧化技术因其反应速度快、限制条件少,处理效率高等优点,被认为是未来可能应用于处理氯酚类等有机污染物的新型技术。但是,在对氯酚废水成分的考察中发现,其成分通常较为复杂,除含有高浓度的酚类污染物外,又含有大量的盐分。高浓度的盐不仅会对有机物降解动力学产生影响,且生成的活性物种与有机物反应还可能产生毒性更大的有机卤代物（AOX）,在高级氧化体系大规模运用之前,我们需对其进行谨慎评估。因此,开展高级氧化体系处理高盐氯酚废水时有机卤代物的生成机制以及毒性评价研究具有十分重要的意义。本文选择了几种典型的氯酚,包括2,4,6-三氯酚（TCP）、邻间对氯苯酚（2-CP、3-CP、4-CP）、2,4,6-三溴酚（TBP）、4-溴-2-氯-苯酚（BCP）,研究了它们在含盐体系中的氧化降解行为,重点分析了它们在基于单过氧硫酸氢盐（PMS）和过二硫酸盐（PS）的高级氧化体系中形成的AOX及其转化机制。此外,还系统的评估了氯离子的存在对氯酚降解过程中AOX生成及生物毒性的影响。主要结论如下:（1）对比Co/PMS和UV/H2O2体系降解TCP发现,Cl-的存在对Co/PMS体系中AOX的生成影响显着,AOX生成量随着Cl-浓度（0300mM）的增加而升高;在UV/H2O2体系中,Cl-浓度的升高对体系中AOX生成量几乎无影响。在酸性条件下,两个体系中AOX生成量均会随pH降低而升高。对比Cl-存在时的体系中的中间产物发现,均会检测到多种高毒性有机氯代副产物,如2,3,4,6-四氯苯酚、2,3,4,5-四氯苯酚和2,3,5,6-四氯苯酚等。采用发光细菌法对污染物降解前后的生物毒性进行分析,Cl-的存在使Co/PMS体系中溶液的生物毒性明显增强且在180 min反应时间内一直保持在较高的毒性范围。无论是否添加Cl-,UV/H2O2体系中溶液的急性毒性随反应时间逐渐降低。（2）利用UV/PS体系降解单氯酚（MCPs）的研究表明,PS浓度与MCPs的降解性能具有正相关作用;向体系中加入0300 mM的Cl-对MCPs的降解速率无明显影响。通过对中间产物定性和定量分析,无论体系中是否添加Cl-,均会检测到多种高毒性有机氯代副产物,且在4-CP的降解中检测到更多种类的有毒有机卤代物。在此基础上对4-CP在UV/PS体系中的降解途径进行了推测。在AOX的测定中发现,Cl-的存在对UV/PS体系中AOX影响显着,尤其是对4-CP。AOX值在60 min内随反应时间变化逐渐下降,但是从60 min开始,这种减小趋势明显减弱,呈现出一种反常的增加现象。通过对UV/PS降解MCPs过程中急性生物毒性的分析可知,溶液对发光细菌的抑制率随时间逐渐增加,急性毒性逐渐增强。（3）通过外加Cl-和微量Br-来模拟卤素离子在高盐废水处理时可能发生的反应及其环境意义。研究发现,PMS可以与卤素离子（Cl-、Br-）发生双电子转移反应,使Cl-和Br-分别被氧化为活性氯物种Cl2/HOCl和HOBr/OBr-,而这些活性卤代物种可以促使卤代酚发生降解,且卤素离子浓度的增加有利于卤代酚的降解。在酸性条件下,pH的增加有利于卤代酚的降解,同时pH也会影响中间产物的种类。在PMS/Br-体系中,4 h内TCP的矿化率仅为2.3%;在PMS/Cl-体系中,TBP的矿化率随反应时间而升高,但在4 h内的矿化率也只有22.9%。通过GC-MS和UPLC-QTOF-MS对中间产物定性和定量分析,卤代酚降解过程中会生成多种高毒性有机卤代物,包括多氯代苯酚、多溴代苯酚、氯溴同体的芳香类物质,且多数有毒有机副产物自生成开始直至测定结束都维持在很高的水平。即使是微量的Br-（0.1 m M）也能够导致多种有毒有机溴代产物的产生。本研究对基于PMS高级氧化体系在含盐废水方面的实际应用具有一定的指导意义。在评价PMS高级氧化体系对含盐废水的处理效果时,除了考虑氯离子的影响外,溴离子的影响也不容忽视。（4）选取既含有氯取代基又有溴取代基的BCP作为模型污染物,开展了其在Co/PMS体系中的降解研究。研究表明,BCP的降解速率随着底物浓度的升高而下降,随着PMS浓度、Co2+浓度以及溶液初始pH的升高而增大。不同浓度的Cl-对BCP的降解速率有不同的影响（双重作用）:当氯离子浓度小于5 mM时BCP降解速率随Cl-浓度的增加而逐渐降低,外加氯离子抑制了反应的进行。接下来,反应速率常数会随着氯离子浓度（550 m M）的继续增加缓慢提高,在50 mM之后,反应速率常数增加更为明显,此时外加氯离子对反应呈现促进作用。随着Cl-浓度增加,BCP的矿化度受到明显抑制。通过GC-MS产物鉴定可知,在氯离子存在下,随着BCP的降解,生成了多种氯代副产物,但是未发现有多溴代物的生成。这可能与卤取代基的电负性相关（F>Cl>Br>I）,即卤代基的电负性越强,卤代有机物越容易氧化脱卤。
刘慧[8]（2011）在《水环境中卤代酚类有机污染物的光化学形成过程》文中研究说明卤代有机物对人体健康和生态环境安全构成严重威胁,日益受到人们重视。随着工业文明的发展,人为生产排放的卤代有机物逐渐增加,但这并不是环境中卤代有机物的唯一来源,许多天然过程也能产生卤代有机物。在自然水体中,光化学过程是有机物转化的重要过程之一,而水体中的多种成分将导致有机物经历不同的光转化途径。本论文研究了酚类物质在含盐水体中光化学转化形成卤代酚类物质以及卤代酚类物质光转化形成毒性更大的持久性有机卤代物的过程,取得了以下结果：（1）双酚A（BPA）在氯离子溶液中能发生光致氯代反应。汞灯照射下（λ>290nm）,在含0.66 mM Fe（Ⅲ）的氯离子溶液中（pH=3.0）,检测到BPA （C0,BPA=87.7μM）光反应过程产生的2-（3-氯-4-羟基苯基）-2-（4-羟基苯基）丙烷（3-ClBPA） （328 nM）和2,2-二（3-氯-4-羟基苯基）丙烷（3,3-diClBPA） （1.1nM）两种氯代衍生物。3-ClBPA和3,3’-diClBPA的形成量随着Fe（Ⅲ）浓度增加而增加,随着pH升高而减少。激光闪光光解（LFP）和电子顺磁共振（EPR）表明Cl2·-是主要的活性氯物种,Fe（Ⅲ）光照产生的·OH是形成Cl2·-的重要因素；随着pH升高Cl2·-和·OH的数量均减少,氯代反应减弱。（2）地表水中的富里酸（FA）显着影响BPA的光致氯代反应。FA和Fe（Ⅲ）通过形成Fe（Ⅲ）-FA络合物而增加Cl2·-的形成量,进而增强BPA的氯代反应。氙灯照射下（λ>290nm）,87.7μM BPA在0.13mMFe（Ⅲ）和3.2mg/L FA共存的盐溶液中（pH=6.3）光反应形成16.7nM 3-ClBPA。FA对BPA的光致氯代反应表现出双重作用,当[FA]<3.2mg/L,随着[FA]增大,3-ClBPA的形成量增加；当[FA]增大至10 mg/L,3-ClBPA的形成量降低至5 nM。天然海水中的实验表明,87.7μM BPA在海水中发生光致氯代反应形成～2nM 3-ClBPA。（3）酚类化合物在Fe（Ⅲ）和Cl-共存的酸性溶液中发生了显着的光聚合反应。汞灯照射下（λ>290nm）, BPA在Fe（Ⅲ）和Cl-共存的酸性溶液中（pH=2.5～3.5）形成了大量的二聚体和三聚体;苯酚,2-氯酚,2,4-二氯酚在Fe（Ⅲ）和Cl-共存的溶液中（pH=3.0）均发生聚合反应形成（氯代）羟基联苯醚和（氯代）羟基联苯结构；在含Fe（Ⅲ）的溶液中（pH=3.0）,五氯酚在光照条件下形成八氯代二苯并二恶英（OCDD）的量随着Cl-浓度增加而显着增加。（4）苯酚在溴离子溶液中发生光致溴代反应形成溴代苯酚,而溴代苯酚进一步光聚合形成羟基多溴联苯醚（OH-PBDE）.氙灯照射下（λ>290nm）,苯酚在含有溴离子的水溶液中形成了2-溴苯酚和4-溴苯酚,而共存的氯离子可以提高溴代苯酚的形成量。2,4-二溴苯酚（2,4-diBP）在水溶液中通过光反应形成了2’-OH-BDE68,而且随着光强和2,4-diBP初始浓度增加,2’-OH-BDE68的形成量逐渐增大；而pH升高,2’-OH-BDE68的形成量降低。分别检测了模拟海水和天然海水中由2,4-diBP光反应形成2’-OH-BDE68的量。结果表明在λ>370nm的光照射下,在pH=8.0的模拟海水中,Fe（Ⅲ）浓度的增加显着提高了2’-OH-BDE68的形成量；天然海水中,2,4-diBP（C0,diBP=10～100μg/L）的光转化反应形成了1.38～28.6 ng/L 2’-OH-BDE68,而2,4-diBP（C0,diBP=100μg/L）和苯酚（C0,P=37.5,124μg/L）的光转化反应形成了0.16～0.88 ng/L 2’-OH-BDE7。以上结果表明,在含有卤素离子的水溶液中,非卤代酚能发生光致卤代反应形成卤代酚,而卤代酚能通过进一步光化学转化过程形成OH-PBDE和二恶英等毒性和生态风险性更大的卤代有机物,这说明在自然环境中,尤其是海洋环境,有机物能通过光转化反应形成毒性更大的卤代有机污染物,这对人们认识和了解部分有机卤代物的天然来源和归宿具有重要的价值。
方晶云[9]（2010）在《蓝藻细胞及藻类有机物在氯化消毒中副产物的形成机理与控制》文中提出随着我国工农业高速发展,人口迅速增长,而污水排放管理与处理技术仍然不完善,导致水体（尤其是湖泊水库）的富营养化问题日益严重,并引发了大规模的蓝藻水华。蓝藻水华给饮用水处理带来一系列的挑战,如:混凝沉淀对藻细胞和藻类有机物（AOM）的去除效率有限;不能被混凝沉淀去除的藻细胞会堵塞滤池,影响过滤效果;蓝藻产生的藻毒素和嗅味物质会导致水质恶化,并增加毒性;藻细胞和AOM经常规氯/氯胺消毒会产生消毒副产物（DBP）;AOM会增加管网微生物风险等。其中,由藻细胞和AOM引起的消毒副产物问题并未引起广泛关注。本研究主要通过对藻细胞和AOM进行表征,并研究其在氯/氯胺消毒过程中产生的含氮消毒副产物（N-DBP）和含碳消毒副产物（C-DBP）的影响因素和生成途径,建立了AOM特性与氯化过程中副产物生成规律间的关系,最后考察了臭氧预氧化对其产生的消毒副产物的控制效果并提出了控制措施。选取蓝藻中最有代表性的铜绿微囊藻为研究对象,采用三维荧光光谱、紫外光谱、有机氮与有机碳分析、分子量分布、极性分布等检测手段对藻细胞和藻类有机物（AOM）的特性进行表征。荧光光谱分析表明藻细胞的主要成分为含芳香结构的蛋白质、类色氨酸型蛋白质和叶绿素,对应荧光光谱中以激发波长/发射波长对为230/334、280/334、620/642 nm/nm为中心的三个荧光团。研究结果表明,荧光强度FL230/334随着NO3-、NO2-、Fe3+浓度的升高以指数函数减小;FL280/334随着Fe3+浓度的升高以指数函数减小;FL230/334、FL280/334和FL620/642随着NOM浓度的增大,均直线下降。藻细胞荧光特性以及水质条件对其荧光光谱的影响,对天然水体中采用荧光光谱对藻细胞浓度的测定具有一定的指导作用。藻类有机物（AOM）比天然有机物（NOM）含有更丰富的有机氮和较少的芳香结构,其有机氮的分子量和极性分布范围较宽,分子量约为13.5 kDa和70-1000 Da;而有机碳的分子量和极性分布范围较窄,大约为几百Da。胞外有机物（EOM）和胞内有机物（IOM）的特性有些不同:IOM比EOM中含有较多的弱极性的大分子有机物和较少的强极性小分子有机物;EOM中脂肪胺的含量高于IOM,而有机氮含量与氨基酸的含量低于IOM。藻细胞消毒过程中C-DBPs和N-DBPs的生成量取决于氯化条件。较稳定的C-DBPs如:三卤甲烷（THM）,卤乙酸（HAA）和卤代醛（CH）,以及三氯硝基甲烷（TCNM）的生成量随反应时间的延长、氯投量的增加和温度的升高,而增加;而二氯乙腈（DCAN）的浓度则随着反应时间延长和氯投量的增加呈现出先增加后减少的趋势。随着pH值的增大,THM的生成量增大,卤代酮（HKs）减小,其它消毒副产物的生成量则随pH值的增大先增加后减小。氨的存在会使大部分消毒副产物的生成量减小,但TCNM变化不大,1,1-DCP则增加。溴离子浓度的增加会促进氯代DBPs向溴代DBPs的转化,但不一定会增加某类消毒副产物的生成量（以物质的量浓度计）。大部分C-DBPs随着藻细胞生长期的延长增加;而N-DBPs（如DCAN,TCNM）,随着藻细胞的对数期到稳定期,其生成量先增加,而后基本不变。藻细胞/AOM中有机氮含量高,相比于天然有机物（NOM）,其在氯化过程中C-DBPs的形成速度较慢;而N-DBPs的生成速度与NOM氯化接近,并且,藻细胞/AOM比NOM能产生更多的N-DBPs与CH,更少的C-DBPs。在AOM/藻细胞的氯化过程初期会产生有机氯胺,同时生成少量的无机氯胺;随着反应的进行,有机氯胺逐渐减少,而无机氯胺逐渐增加。在AOM/藻细胞与氯胺反应过程中,3天产生的有机氯胺量大于相应氯化过程。在氯化反应中藻细胞/AOM比SNOM产生更少的C-DBPs（除CH和DCA外）和更多的N-DBPs和卤代醛（HAs）。在氯胺反应中,AOM产生的N-DBPs和C-DBPs均小于NOM。EOM在氯/氯胺化过程中所产生的消毒副产物均小于藻细胞和IOM,这是由EOM和IOM的不同特性所决定的。AOM的含氮量与荧光区域Ⅰ、Ⅱ、Ⅳ的荧光体积总和成正相关,与SUVA值成负相关。氯化使有机氮区域的荧光光谱体积(ΦⅠ+Ⅱ+Ⅳ,n)快速减小,而有机碳区域的荧光光谱体积(ΦⅢ+Ⅴ,n)减小较慢。AOM氯化过程中所产生的消毒副产物之间具有一些相关性,如DCAN、CH、TCAN之间,DCAA、TCAA、DCAN之间都具有很好的相关性。各种消毒副产物间良好的相关性说明其可能来源于类似的前体物。有机氮含量（DON）与HAAs、CH、HANs的生成量呈正相关,而与TOX短时间的生成量呈负相关,与TCM、TCNM和HKs生成量没有相关性;SUVA值与消毒副产物的生成量没有相关性,但氯化前后UVA254与UVA272差值与消毒副产物的生成正相关。有机氮在AOM氯化过程中起着非常重要的作用,是N-DBPs与C-DBPs的共同前体物;同时,在氯胺存在的情况下,有机碳也可能是N-DBPs的前体物。臭氧和高锰酸钾预氧化可以起到很好的强化混凝去除藻细胞的效果。臭氧预氧化会破坏藻细胞,引起胞内有机物的释放,这部分物质很难通过后续的混凝过程去除,会导致沉后水中消毒副产物生成量大量增加,其中水合氯醛（CH）和三氯硝基甲烷（TCNM）增加最多,是单纯混凝的19倍和44倍,其他的消毒副产物生成量如THMs、HAAs和HKs是单纯混凝的37倍。高锰酸钾预氧化可以改变藻细胞的表面形态,但对藻细胞整体的破坏程度较小,水的溶解性有机物基本不升高,相比于单纯混凝,高锰酸钾预氧化可以控制藻细胞产生的消毒副产物:大部分消毒副产物如THMs、HAAs和HANs的生成量减少1030%,CH不变,只有HKs和TCNM分别升高1070%和50%。因此,相比于臭氧预氧化处理含藻水,高锰酸钾预氧化是一种更为有效而安全的控制水中藻细胞和藻细胞产生消毒副产物的方法。
胡浩平[10]（2008）在《THMs在生活饮用水消毒中形成机理及去除方法》文中认为随着水处理技术的发展,饮用水消毒剂及应用研究取得了很多成果。在饮用水消毒过程中会形成THMs,由于三卤甲烷THMs（Trihalomethanes）对肝脏、肾脏和消化系统具有致癌作用,因此,它在饮用水中的形成和控制越来越引起人们的关注。主要从THMs的产生、形成机理、危害、影响因素和控制技术等几方面对有关THMs的研究进展进行了论述。
二、饮用水中有机卤代物分解方法的研究（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、饮用水中有机卤代物分解方法的研究（论文提纲范文）
（1）传统消毒工艺对游离态蓝藻胞外聚合物的降解转化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 蓝藻EPS的产生及意义 |
| 1.2.2 游离态蓝藻EPS的污染现状 |
| 1.2.3 常规物化处理工艺对游离态EPS的去除效果 |
| 1.2.4 传统消毒工艺在有机物降解上的优势和弊端 |
| 1.3 研究目标与内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第2章 游离态蓝藻EPS在氯化消毒工艺中的降解转化研究 |
| 2.1 研究目的 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验水样 |
| 2.2.2 消毒试剂 |
| 2.2.3 消毒实验方法 |
| 2.2.4 消毒试剂 |
| 2.2.5 实验设备 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 氯化消毒后蓝藻EPS多糖含量变化 |
| 2.3.2 氯化消毒后蓝藻EPS蛋白含量变化 |
| 2.3.3 氯化消毒后蓝藻EPS三维荧光光谱变化 |
| 2.3.4 氯化消毒后蓝藻EPS分子量分布变化 |
| 2.3.5 氯化消毒后蓝藻EPS的三卤甲烷生成量研究 |
| 2.3.6 氯化消毒后蓝藻EPS的卤乙酸生成量研究 |
| 2.3.7 氯化消毒后蓝藻EPS的总有机卤素产生量研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 游离态蓝藻EPS在非氯化消毒工艺中的降解转化研究 |
| 3.1 研究目的 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验水样 |
| 3.2.2 消毒实验方法 |
| 3.2.3 本节小结 |
| 3.2.4 实验设备 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 非氯化消毒后蓝藻EPS多糖含量变化 |
| 3.3.2 非氯化消毒后蓝藻EPS蛋白含量变化 |
| 3.3.3 非氯化消毒后蓝藻EPS分子量分布变化 |
| 3.3.4 非氯化消毒后蓝藻EPS的三卤甲烷生成量研究 |
| 3.3.5 非氯化消毒后蓝藻EPS的卤乙酸生成量研究 |
| 3.3.6 蓝藻EPS水样在氯消毒后总有机卤素的产生量研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 结论和展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研宄成果 |
| 致谢 |
（2）碳纳米管/过硫酸盐体系氧化机制与卤代副产物生成控制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 水中常见的有机微污染物及其处理技术 |
| 1.2.1 有机微污染物的来源和危害 |
| 1.2.2 有机微污染物的处理技术现状 |
| 1.3 过硫酸盐催化氧化技术 |
| 1.3.1 过硫酸盐的种类和性质 |
| 1.3.2 过硫酸盐催化氧化技术的研究现状 |
| 1.3.3 过硫酸盐催化氧化过程中卤代副产物生成 |
| 1.4 碳材料活化过硫酸盐技术 |
| 1.4.1 碳催化材料种类及其物化特性 |
| 1.4.2 传统碳材料活化过硫酸盐技术研究现状 |
| 1.4.3 碳纳米管(CNT)活化过硫酸盐技术研究现状 |
| 1.4.4 CNT活化过硫酸盐技术的应用前景和待解决问题 |
| 1.5 本文研究目的、意义和主要内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 目标物的选择 |
| 2.2 试剂与装置 |
| 2.2.1 主要试剂 |
| 2.2.2 仪器和设备 |
| 2.3 实验步骤 |
| 2.3.1 PDS/CNT体系降解有机化合物 |
| 2.3.2 PDS/CNT体系氧化卤素离子 |
| 2.3.3 天然有机物存在下碘代副产物生成实验 |
| 2.3.4 碘离子存在下PDS/CNT体系降解有机化合物 |
| 2.3.5 CNT复用性实验 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 PDS浓度的测定 |
| 2.4.2 有机化合物浓度的测定 |
| 2.4.3 卤素离子和卤酸盐浓度的测定 |
| 2.4.4 次卤酸浓度的测定 |
| 2.4.5 可吸附有机碘(AOI)的测定 |
| 2.4.6 硫酸根浓度的测定 |
| 2.4.7 LC-MS/MS检测 |
| 2.4.8 电子顺磁共振波谱(EPR) |
| 2.4.9 傅立叶变换红外光谱法(FT-IR) |
| 2.4.10 总有机碳(TOC)的测定 |
| 第3章 CNT非自由基活化PDS机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 商品CNT的表征 |
| 3.3 PDS/CNT体系氧化有机污染物的选择性 |
| 3.4 不同类型CNT的影响 |
| 3.5 PDS/CNT体系反应活性成分的鉴定 |
| 3.5.1 自由基猝灭剂对PDS/CNT体系的影响 |
| 3.5.2 单线态氧猝灭剂对PDS/CNT体系的影响 |
| 3.5.3 PDS的分解实验 |
| 3.5.4 CNT中金属杂质的影响 |
| 3.5.5 EPR实验检测活性成分 |
| 3.5.6 反应后CNT的表征 |
| 3.6 CNT的稳定性及可复用性 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 PDS/CNT体系氧化酚类化合物的效能及产物研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 PDS/CNT体系氧化醋氨酚的效能 |
| 4.3 工艺参数对醋氨酚氧化动力学的影响 |
| 4.3.1 pH的影响 |
| 4.3.2 PDS投量的影响 |
| 4.3.3 CNT投量的影响 |
| 4.3.4 氯离子的影响 |
| 4.3.5 碳酸盐的影响 |
| 4.3.6 腐殖酸的影响 |
| 4.4 PDS/CNT体系氧化醋氨酚的产物及路径 |
| 4.4.1 醋氨酚氧化产物分析 |
| 4.4.2 推测醋氨酚的氧化路径 |
| 4.5 PDS/CNT体系氧化其他酚类化合物的效能 |
| 4.5.1 不同取代基的影响 |
| 4.5.2 线性自由能关系的建立 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 PDS/CNT体系溴代副产物的生成研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 PDS/CNT体系与无机溴离子的反应 |
| 5.3 PDS/CNT体系氧化有机溴酚的动力学 |
| 5.3.1 pH的影响 |
| 5.3.2 PDS投量的影响 |
| 5.3.3 CNT投量的影响 |
| 5.3.4 水体背景成分的影响 |
| 5.4 PDS/CNT体系氧化溴酚的产物及路径 |
| 5.4.1 溴酚氧化产物分析 |
| 5.4.2 推测溴酚的氧化路径 |
| 5.5 与硫酸根自由基体系氧化溴酚的产物对比 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 PDS/CNT体系碘代副产物的生成研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 PDS/CNT体系与无机碘离子的反应 |
| 6.2.1 无机碘形态的转化 |
| 6.2.2 工艺参数对碘离子氧化动力学的影响 |
| 6.3 腐殖酸存在下碘代副产物的生成 |
| 6.3.1 腐殖酸对碘离子氧化动力学的影响 |
| 6.3.2 碘代副产物的生成 |
| 6.4 碘离子对苯酚类化合物氧化动力学的影响 |
| 6.4.1 碘离子存在下不同取代酚在PDS/CNT体系的氧化 |
| 6.4.2 不同碘离子浓度条件下的影响 |
| 6.4.3 不同pH条件下的影响 |
| 6.4.4 不同PDS投量条件下的影响 |
| 6.4.5 不同CNT投量条件下的影响 |
| 6.5 碘离子对苯酚类化合物氧化产物的影响 |
| 6.5.1 碘代芳香族副产物的鉴定 |
| 6.5.2 碘代芳香族副产物的生成路径 |
| 6.6 实际水体中碘代芳香族副产物的生成 |
| 6.7 PDS/CNT体系与含碘有机物的反应 |
| 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 |
（3）废水中可吸附有机卤化物的来源、测定方法及去除技术的研究进展（论文提纲范文）
| 1 AOX的来源 |
| 1.1 天然来源 |
| 1.2 农业生产 |
| 1.3 纺织行业 |
| 1.4 造纸行业 |
| 1.5 垃圾渗滤液 |
| 2 AOX的危害 |
| 3 AOX的相关立法 |
| 4 AOX的测定方法 |
| 4.1 微库仑法 |
| 4.2 中子活化法 |
| 4.3 三维荧光法 |
| 5 AOX的去除 |
| 5.1 物理法 |
| 5.2 化学法 |
| 5.3 生物法 |
| 6 展望 |
（4）印染废水中可吸附有机氯化物与氯苯类化合物的污染特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 印染废水概况 |
| 1.1.1 印染废水的来源及性质 |
| 1.1.2 印染废水中有机物组成分析 |
| 1.2 可吸附有机氯化物(AOCl)的研究进展 |
| 1.2.1 AOCl简介 |
| 1.2.2 环境中AOCl的研究 |
| 1.3 氯苯类化合物(CBs)的研究进展 |
| 1.3.1 CBs简介 |
| 1.3.2 环境中CBs的研究 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 主要研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 主要研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.6 本研究的创新点 |
| 第二章 实验材料和方法 |
| 2.1 印染废水取样 |
| 2.1.1 印染废水处理厂地理位置 |
| 2.1.2 印染废水处理厂工艺流程和取样点 |
| 2.2 实验试剂、材料及仪器 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器及材料 |
| 2.3 水样采集及预处理 |
| 2.4 样品前处理及仪器分析方法 |
| 2.4.1 测定AOCl的前处理方法 |
| 2.4.2 AOCl的 IC分析方法 |
| 2.4.3 测定CBs的前处理方法 |
| 2.4.4 CBs的GC分析方法 |
| 2.5 质量保证和质量控制(QA/QC) |
| 第三章 印染废水中AOCl的污染状况分析 |
| 3.1 印染废水水质有机物含量基本指标 |
| 3.2 印染废水中AOCl的来源及处理工艺 |
| 3.2.1 AOCl在印染废水中的来源 |
| 3.2.2 处理AOCl的常用工艺 |
| 3.3 水相中AOCl吸附方法的优化选择 |
| 3.3.1 常用吸附方法的比较 |
| 3.3.2 石墨化碳黑吸附 |
| 3.4 印染废水中AOCl的污染特征 |
| 3.4.1 AOCl的污染水平 |
| 3.4.2 各单元AOCl的去除效率分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 印染废水中CBs的污染状况分析 |
| 4.1 CBs的污染水平 |
| 4.2 进水和出水中CBs组成分布特征 |
| 4.3 各单元CBs的去除特性 |
| 4.4 CBs的生态风险评估 |
| 4.4.1 CBs的水环境影响程度(AS)评估 |
| 4.4.2 CBs的风险商(RQs)评估 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（5）基于铁基纳米材料的水体典型污染物的去除行为机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 水体典型污染物概述 |
| 1.2.1 重金属砷类水体典型污染物 |
| 1.2.2 抗生素类水体典型污染物 |
| 1.2.3 水体典型污染物控制与去除 |
| 1.3 铁基纳米材料概述 |
| 1.3.1 铁基纳米材料的分类 |
| 1.3.2 铁基纳米材料的环境应用 |
| 1.4 纳米零价铁材料的改性和应用 |
| 1.4.1 纳米零价铁复合材料的改性方法 |
| 1.4.2 改性纳米零价铁材料的环境应用 |
| 1.5 铁基层状双金属氢氧化物材料的改性和应用 |
| 1.5.1 铁基层状双金属氢氧化物材料的改性方法 |
| 1.5.2 铁基层状双金属氢氧化物材料的环境应用 |
| 1.6 本论文的构想 |
| 1.6.1 论文的研究目的及意义 |
| 1.6.2 论文的研究内容 |
| 第2章 基于核壳结构nZVI材料对水体中砷的去除行为机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 样品制备 |
| 2.2.4 材料表征和环境样品分析 |
| 2.2.5 三价砷去除实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 形貌和晶体结构分析 |
| 2.3.2 模拟废水中三价砷的去除 |
| 2.3.3 新型类-芬顿体系的构建 |
| 2.3.4 环境条件的影响 |
| 2.3.5 实际样品中砷的去除和材料稳定性 |
| 2.3.6 机理研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 基于铜掺杂的核壳结构nZVI材料对水体中砷的去除行为机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 样品制备 |
| 3.2.3 材料表征和环境样品分析 |
| 3.2.4 电化学性能测试 |
| 3.2.5 砷去除实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 形貌和晶体结构分析 |
| 3.3.2 铜掺杂量对材料性能的影响 |
| 3.3.3 二价铁对As(Ⅲ)去除的影响 |
| 3.3.4 氧气对As(Ⅲ)去除的影响 |
| 3.3.5 自由基捕获实验 |
| 3.3.6 机理研究 |
| 3.3.7 环境条件的影响 |
| 3.3.8 实际废水的处理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 基于铁基Fe_(1-x)Co_xP阳极材料对水体中抗生素的去除行为机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 样品制备 |
| 4.2.3 材料表征 |
| 4.2.4 电化学测试 |
| 4.2.5 理论计算 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 形貌和晶体结构分析 |
| 4.3.2 材料电氧化性能分析 |
| 4.3.3 不同阳极材料的性能对比 |
| 4.3.4 环境条件的影响 |
| 4.3.5 自由基捕获实验及循环稳定性 |
| 4.3.6 机理研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 基于铁基Cu NDs/P-FeCoLDH阳极材料对水体中抗生素的去除行为机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 样品制备 |
| 5.2.3 材料表征 |
| 5.2.4 电化学测试实验 |
| 5.2.5 理论计算 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 形貌和晶体结构分析 |
| 5.3.2 材料电氧化性能分析 |
| 5.3.3 电极材料的矿化效率 |
| 5.3.4 电极材料的工业化应用及电化学表征 |
| 5.3.5 析氧反应和环境条件的影响 |
| 5.3.6 机理研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 附录B 攻读学位期间申请的发明专利 |
| 附录C 攻读学位期间所参与的研究课题 |
| 附录D 攻读学位期间参与撰写的着作 |
| 附录E 攻读学位期间获得的奖励 |
| 致谢 |
（6）纳米铁在处理废水中有机卤代物的应用（论文提纲范文）
| 1. 纳米铁在处理废水中有机卤代物的研究与应用纳米铁对有机卤代物的降解 |
| 2. 纳米铁的制备 |
| 3. 纳米铁的包覆层及其抗氧化原理 |
| 4. 总结及展望 |
（7）高盐环境氯酚氧化降解体系中有机卤代物生成机制与毒性评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 高级氧化技术 |
| 1.2.1 高级氧化技术概述 |
| 1.2.2 传统的高级氧化技术 |
| 1.2.3 基于硫酸根自由基的高级氧化技术 |
| 1.3 高盐氯酚废水高级氧化处理研究进展 |
| 1.3.1 高盐氯酚废水的来源及危害 |
| 1.3.2 高盐废水氧化处理中无机卤转化研究进展 |
| 1.3.3 高盐废水氧化处理中有机卤转化研究进展 |
| 1.4 高级氧化技术处理高盐废水的评价指标 |
| 1.4.1 降解率 |
| 1.4.2 TOC去除率 |
| 1.4.3 AOX |
| 1.4.4 急性毒性评估 |
| 1.5 课题来源、研究意义和研究内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 参考文献 |
| 2 Co/PMS体系降解TCP过程中AOX及毒性变化的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 实验步骤 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Cl~? 浓度对AOX变化情况的影响 |
| 2.3.2 pH对AOX变化情况的影响 |
| 2.3.3 降解产物分析 |
| 2.3.4 急性毒性测定 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 3 氯离子参与的UV/PS体系降解单氯酚的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 实验步骤 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PS浓度的影响 |
| 3.3.2 Cl~?浓度的影响 |
| 3.3.3 中间产物的鉴定 |
| 3.3.4 GC-MS定量分析 |
| 3.3.5 UV/PS体系降解 4-CP的反应机制 |
| 3.3.6 Cl~?的存在对AOX生成的影响 |
| 3.3.7 急性毒性测定 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 4 卤离子/过一硫酸氢盐体系降解卤代酚的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 实验步骤 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Cl~?和微量Br~?杂质对卤代酚降解的促进作用 |
| 4.3.2 初始pH对模型污染物降解速率的影响 |
| 4.3.3 TCP和TBP的矿化度 |
| 4.3.4 中间产物的测定 |
| 4.3.5 pH对产物生成的影响 |
| 4.3.6 中间产物的定量分析 |
| 4.3.7 降解反应机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 5 氯离子参与的Co/PMS体系降解BCP的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.2.3 实验步骤 |
| 5.2.4 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 BCP初始浓度的影响 |
| 5.3.2 PMS浓度的影响 |
| 5.3.3 Co~(2+)浓度的影响 |
| 5.3.4 pH的影响 |
| 5.3.5 Cl~?浓度的影响 |
| 5.3.6 TOC去除率 |
| 5.3.7 BCP降解产物分析 |
| 5.3.8 BCP降解反应机制 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 创新点摘要 |
| 6.3 存在的问题及讨论 |
| 6.4 展望 |
| 博士期间发表论文、申请专利及获奖情况 |
| 致谢 |
| 附录 1 UV/PS体系中MCPs降解的中间产物信息图 |
（8）水环境中卤代酚类有机污染物的光化学形成过程（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 水环境中卤代有机污染物光化学行为研究进展 |
| 1.1 环境中的卤代有机污染物 |
| 1.1.1 卤代有机物的环境水平与生态效应 |
| 1.1.2 天然过程形成的卤代有机物 |
| 1.2 水环境光化学研究进展 |
| 1.2.1 光化学反应的基本原理 |
| 1.2.2 水环境中的活性物种 |
| 1.2.3 水体中的溶解性有机质和铁 |
| 1.2.4 海洋环境中的活性物质和光化学反应 |
| 1.3 卤代有机物的光化学行为 |
| 1.3.1 卤代有机物的光化学降解 |
| 1.3.2 卤代有机物的光化学形成 |
| 1.4 选题依据、目的、意义和研究内容 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 研究目的和意义 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 2 氯离子溶液中双酚A的光致氯代反应及其机理 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 双酚A氯代衍生物标准样品的制备 |
| 2.2.3 光照实验 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 紫外光照射下双酚A的光致氯代反应 |
| 2.3.2 光致氯代反应机理的研究 |
| 2.3.3 铁离子浓度对双酚A光致氯代反应的影响 |
| 2.3.4 pH对双酚A光致氯代反应的影响 |
| 2.3.5 柠檬酸对双酚A光致氯代反应的影响 |
| 2.4 小结 |
| 3 富里酸、铁及其络合物对双酚A光致氯代反应的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 光照实验 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.4 富里酸的提取及铁-富里酸络合物的表征 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 模拟日光照射下双酚A的光致氯代反应 |
| 3.3.2 富里酸的结构表征 |
| 3.3.3 富里酸及铁的络合物对双酚A光致氯代反应的影响 |
| 3.3.4 海水中双酚A的光致氯代反应 |
| 3.4 小结 |
| 4 酚类物质在含氯离子溶液中的光致聚合反应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 光照实验 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 氯离子溶液中双酚A的光致聚合反应 |
| 4.3.2 氯离子溶液中苯酚和氯酚的聚合反应 |
| 4.3.3 氯离子对五氯酚光化学反应形成二恶英的影响 |
| 4.4 小结 |
| 5 光致溴代反应以及羟基多溴联苯醚的光化学形成过程 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 光照实验 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 溴离子溶液中苯酚的光致溴代反应 |
| 5.3.2 溴代苯酚光聚合形成羟基多溴联苯醚 |
| 5.3.3 海水中羟基多溴联苯醚的光化学形成过程 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论和创新点 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 6.3 创新点摘要 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 攻读博士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（9）蓝藻细胞及藻类有机物在氯化消毒中副产物的形成机理与控制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景 |
| 1.1.1 蓝藻过量繁殖及危害 |
| 1.1.2 消毒/消毒副产物 |
| 1.2 藻细胞和藻类有机物(AOM) 对水质的影响 |
| 1.2.1 藻类繁殖引起pH 值变化 |
| 1.2.2 藻类代谢过程中产生藻毒素 |
| 1.2.3 藻类代谢过程中产生致臭物质 |
| 1.2.4 藻细胞和藻类有机物(AOM) 是消毒副产物的前体物 |
| 1.3 藻细胞和藻类有机物的特性及其对饮用水处理工艺的影响 |
| 1.3.1 藻细胞的特性 |
| 1.3.2 藻类有机物的特性 |
| 1.3.3 藻细胞/AOM 对水处理过程的影响 |
| 1.3.4 臭氧、高锰酸钾预氧化对混凝过程去除藻细胞/AOM 的影响 |
| 1.4 AOM 的特性表征方法 |
| 1.4.1 有机氮与有机碳分析 |
| 1.4.2 氨基酸与脂肪胺的分析 |
| 1.4.3 紫外光谱分析 |
| 1.4.4 荧光光谱 |
| 1.4.5 傅里叶红外光谱(FTIR) |
| 1.4.6 分子量分布 |
| 1.4.7 极性分布 |
| 1.5 氯消毒/消毒副产物研究现状 |
| 1.5.1 氯化学 |
| 1.5.2 氯化消毒副产物的种类 |
| 1.5.3 氯化消毒副产物在饮用水中的浓度及控制规范 |
| 1.5.4 氯化消毒副产物的毒理评价 |
| 1.5.5 氯化消毒副产物的形成和转化的影响因素 |
| 1.6 藻类产生消毒副产物的研究现状 |
| 1.7 本研究的目的、意义和主要内容 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验目的与技术路线 |
| 2.2 试验试剂与材料 |
| 2.2.1 藻细胞/藻类有机物溶液的准备 |
| 2.2.2 天然有机物(NOM)溶液的准备 |
| 2.2.3 实验试剂 |
| 2.2.4 蓝藻培养基的配制 |
| 2.3 蓝藻的培养与观测 |
| 2.3.1 直接计数法 |
| 2.3.2 叶绿素a 提取和测定 |
| 2.3.3 荧光分析方法 |
| 2.3.4 总有机碳分析 |
| 2.3.5 其他方法 |
| 2.4 有机物的分析和表征 |
| 2.4.1 有机碳与有机氮 |
| 2.4.2 紫外-可见吸收光谱 |
| 2.4.3 荧光光谱分析 |
| 2.4.4 有机物分子量分布 |
| 2.4.5 有机物极性分布 |
| 2.4.6 氨基酸和脂肪胺的测定 |
| 2.4.7 傅里叶红外光谱(FTIR) |
| 2.5 消毒剂/消毒副产物的分析 |
| 2.5.1 氯、氯胺和有机氯胺的测定 |
| 2.5.2 挥发性消毒副产物的测定 |
| 2.5.3 卤乙酸(HAAs)的测定 |
| 2.5.4 卤化氰(CNX)的测定 |
| 2.5.5 NDMA 的测定 |
| 2.5.6 总有机卤化物(TOX)的测定 |
| 2.6 实验设计与过程 |
| 2.6.1 藻细胞与藻类有机物(AOM) 的分析与表征 |
| 2.6.2 藻细胞产生N-DBPs 和C-DBPs 的影响因素研究 |
| 2.6.3 藻细胞/藻类有机物在氯和氯胺消毒中副产物的形成 |
| 2.6.4 AOM 特性与其氯化消毒副产物生成之间的相关性 |
| 2.6.5 臭氧和高锰酸钾预氧化对藻细胞氯化消毒产生副产物的影响 |
| 第3章 藻细胞与藻类有机物(AOM)的特性表征 |
| 3.1 藻细胞的表征 |
| 3.1.1 藻细胞的生长曲线 |
| 3.1.2 粒径分布和表面电位 |
| 3.1.3 紫外/可见吸收光谱 |
| 3.1.4 荧光光谱 |
| 3.1.5 红外光谱(FTIR) |
| 3.1.6 藻细胞特性对于藻细胞的浓度检测的指导作用 |
| 3.2 藻类有机物(AOM)的特性 |
| 3.2.1 AOM 的特性 |
| 3.2.2 紫外光谱特性 |
| 3.2.3 荧光光谱特性 |
| 3.2.4 分子量分布 |
| 3.2.5 极性分布 |
| 3.2.6 藻类有机物中含氮有机物的组成 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 藻细胞/AOM 在氯/氯胺消毒过程产生的N-DBPs 和C-DBPs |
| 4.1 藻细胞在氯化消毒过程中产生的DBPs 及其影响因素 |
| 4.1.1 藻细胞氯化消毒过程中产生的DBPs |
| 4.1.2 氯化时间 |
| 4.1.3 氯投量 |
| 4.1.4 pH 值 |
| 4.1.5 NH_4~+ |
| 4.1.6 温度 |
| 4.1.7 溴离子 |
| 4.1.8 藻细胞的生长期 |
| 4.2 藻类有机物/藻细胞与NOM 产生的消毒副产物比较 |
| 4.3 藻类有机物在氯/氯胺消毒过程中产生的有机氯胺、无机氯胺 |
| 4.4 藻细胞/AOM 在氯/氯胺消毒中产生的副产物的对比研究 |
| 4.5 藻类有机物在氯/氯胺消毒过程中特性的变化 |
| 4.5.1 AOM 在氯/氯胺消毒过程中紫外-可见吸收光谱的变化 |
| 4.5.2 AOM 在氯/氯胺消毒过程中荧光特性的变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 AOM 特性与其氯化消毒副产物生成之间的相关性 |
| 5.1 IOM 的提取与特性 |
| 5.1.1 不同提取方式的IOM 的特性 |
| 5.1.2 不同提取方式的IOM 的荧光光谱 |
| 5.1.3 AOM 各种特性之间的相关性 |
| 5.2 AOM 氯化消毒副产物及各副产物生成量之间的相关性 |
| 5.2.1 消毒副产物的生成 |
| 5.2.2 各种消毒副产物生成量之间的相关性 |
| 5.3 AOM 特性与消毒副产物生成规律的关系 |
| 5.3.1 AOM 特性与消毒副产物生成的相关性 |
| 5.3.2 氯化对有机物特性的影响 |
| 5.3.3 氯化前后荧光光谱的变化和消毒副产物生成量的相关性 |
| 5.3.4 氯化前后紫外可见光谱的变化和消毒副产物生成量的相关性 |
| 5.4 结果讨论 |
| 5.4.1 含碳消毒副产物的产生途径 |
| 5.4.2 含氮消毒副产物和氯胺的产生途径 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 化学预氧化对混凝过程中藻细胞的去除及其氯化消毒副产物生成的影响 |
| 6.1 臭氧和高锰酸钾预氧化强化混凝过程去除藻细胞 |
| 6.1.1 臭氧和高锰酸钾预氧化后藻细胞和释放的胞外物质的特性 |
| 6.1.2 臭氧和高锰酸钾预氧化对混凝过程藻细胞去除率的影响 |
| 6.2 臭氧预氧化对藻细胞产生消毒副产物的影响 |
| 6.2.1 臭氧预氧化对沉后水中溶解性成分产生消毒副产物的影响 |
| 6.2.2 臭氧预氧化对沉后水的消毒副产物生成的影响 |
| 6.3 高锰酸钾预氧化对藻细胞产生消毒副产物的影响 |
| 6.3.1 高锰酸钾预氧化对沉后水中溶解性成分产生消毒副产物的影响 |
| 6.3.2 高锰酸钾预氧化对沉后水的消毒副产物生成的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论 |
| 结论 |
| 创新点 |
| 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 |
四、饮用水中有机卤代物分解方法的研究（论文参考文献）
- [1]传统消毒工艺对游离态蓝藻胞外聚合物的降解转化研究[D]. 张瀚元. 扬州大学, 2020(04)
- [2]碳纳米管/过硫酸盐体系氧化机制与卤代副产物生成控制[D]. 关朝婷. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [3]废水中可吸附有机卤化物的来源、测定方法及去除技术的研究进展[J]. 陈爽,黄芷君,龚婷婷,鲜启鸣. 环境监控与预警, 2020(03)
- [4]印染废水中可吸附有机氯化物与氯苯类化合物的污染特征研究[D]. 袁祎倩. 广东工业大学, 2020(06)
- [5]基于铁基纳米材料的水体典型污染物的去除行为机理研究[D]. 冯浩朋. 湖南大学, 2020(02)
- [6]纳米铁在处理废水中有机卤代物的应用[J]. 赵凯书. 当代化工研究, 2019(01)
- [7]高盐环境氯酚氧化降解体系中有机卤代物生成机制与毒性评价研究[D]. 方长玲. 东华大学, 2017(12)
- [8]水环境中卤代酚类有机污染物的光化学形成过程[D]. 刘慧. 大连理工大学, 2011(09)
- [9]蓝藻细胞及藻类有机物在氯化消毒中副产物的形成机理与控制[D]. 方晶云. 哈尔滨工业大学, 2010(05)
- [10]THMs在生活饮用水消毒中形成机理及去除方法[J]. 胡浩平. 民营科技, 2008(06)