一、Surface microlayer enrichment of volatile organic compounds and semi-volatile organic compounds in drinking water source（论文文献综述）
马玉玲[1]（2021）在《铁碳复合纤维膜在太阳能蒸馏过程中去除VOCs的研究》文中研究说明
焦伟,耿旭,李乐,陈兴定,姚志建[2]（2021）在《超快速固相萃取-气相色谱-质谱法测定水中49种半挥发性有机物》文中指出采用新型两亲高分子吸附材料作为萃取剂,研制了一种快速固相萃取（U-SPE）的装置,建立U-SPE与气相色谱-质谱联用,同时测定饮用水中49种半挥发性有机物（SVOCs）的方法。实验优化了快速固相萃取及样品前处理条件,并进行了方法学考察。实验发现:2 L水样在10 min内即可完成污染物富集,49种SVOCs均得到有效富集分离,线性关系良好,相关系数R2≥0.995,最低检出限为0.001～0.059 ug/L,定量限为0.004～0.198 ug/L,加标回收率为72.50%～113.45%,相对标准偏差（RSD）为0.010%～0.744%。该方法快速、灵敏、高效,适用于饮用水中多种SVOCs的同时检测,可为水质中痕量半挥发污染物的快速监测与治理提供依据。
孙杨[3]（2021）在《多相金属氧化物催化剂降解有机污染物构效关系研究》文中提出随着中国工业的快速发展,工业污水中难降解有机污染物的含量逐渐增加,为我国水环境的治理带来了极大的挑战。Fenton水处理技术,尤其是非均相Fenton催化体系,对该类污染物具有优越的降解性能,对国家人民健康、环境生态保护、以及社会经济的发展都具有重要的意义。因此,开发高性能非均相Fenton催化剂已成为Fenton水处理技术的研究核心,而较低的有机物降解效率和H2O2利用率一直是阻碍其工业实际应用的两大因素。本文结合材料可控制备技术,设计并构建了 Fe基与Cu基两大非均相Fenton催化体系,并对催化体系中H2O2分解产生·OH和·OH氧化降解污染物的两大反应体系进行了不同侧重点的研究。在H2O2分解并产生·OH的反应体系中,遵循提高控速步骤的速率与抑制副反应的思路,建立了催化体系的构-效关系,并结合相关动力学研究,实现了 H2O2利用率的提高;在污染物降解的反应体系中,以实际工业应用为导向,选择工业废水中的难降解污染物（如硝基苯、喹啉、合成染料等）作为目标污染物,研究不同工艺条件的影响,并探索与生物降解技术偶联的可能性。首先研究了以Fe为主要活性位的Fe-Cu双金属催化体系。使用溶胶-凝胶法制备了一系列Al2O3负载的Fe-Cu双金属催化剂,并将其应用于硝基苯的降解过程中。其中,5Fe2.5Cu-Al2O3对硝基苯的去除率及矿化率均为最优,1 h内降解率可达100%,高于目前文献水平。结合体系中·OH的累积浓度与催化剂电子结构分析结果可知,Fe与Cu之间的协同作用能够提高·OH的生成速率,从而实现了硝基苯的高效深度降解。结合相关动力学研究与硝基苯降解路径来看,硝基苯的主要降解路径为·OH直接氧化,因此优化催化活性与E是能够进一步提高硝基苯降解速率的有效手段。通过响应曲面实验可获得E与各影响因素（反应温度、H2O2初始浓度、反应初始pH值和各因素之间的交互作用）相关的二元回归预测方程,该方程合理可靠,可预测并实现H2O2利用率的优化。随后研究了以Cu为主要活性位的Cu基催化体系。以非均相Cu基催化剂活化H2O2继而产生·OH的过程为切入点,首先通过调控单Cu模型催化剂中的Cu物种,并结合催化剂表征及密度泛函理论计算,确定了Cu+是吸附活化H2O2以及产生·OH的主要活性位,揭示了非均相Cu基Fenton催化剂活化H2O2产生·OH的反应机理。基于此理论,向筛选出的5Cu/Al2O3450催化剂中引入第二金属Sn以提高Cu物种周围电子云密度和催化剂表面的Lewis酸位点,同时提高了·OH的生成速率（为相关文献中Cu基催化剂的·OH生成量的10倍以上）和H2O2利用率（提高至单Cu催化剂的2倍以上）。为了考察所开发催化剂的普适性,将优化后的实验条件推广至其他难降解污染物（如甲基橙、酚类、含氮污染物等）的处理中,均获得良好的降解效果。处理后废水的生物降解性大大提高,有利于该技术在实际应用中与生化法联用,实现工业废水的深度降解。最后,针对目前本领域基础研究和工业应用尚且存在的问题进行了展望,为今后该类型催化剂的设计开发和的相关反应器和工艺的设计提供了一定的启示。
刘琼[4]（2021）在《典型市政污水处理厂有机污染物筛查及毒性研究》文中进行了进一步梳理市政污水中有机污染物常被检出,但目前未纳入常规监测方案,这些物质来源广泛复杂,如个人护理品、塑化剂、医药中间体、药物、抗氧化剂和农药等,其迁移转化和生态毒理效应尚未得到充分了解,进入环境后,尤其毒性有机物已对人类健康和生态系统构成严重的威胁。为尽早遏制水污染对人类身体健康和生态安全的威胁,针对性加强毒性污染物控制和生态风险管理,急需构建有机污染物筛查和毒性研究体系。本研究结合典型市政污水厂处理工艺,通过常规指标、光谱特征和毒性分析,评估了污水和提取有机污染物急性毒性的去除,并建立水质指标与急性毒性相关关系;采用浓缩富集、气相色谱-质谱,筛查了污水中微有机污染物,综合评分筛选出市政污水特征有机污染物;对筛选出的特征有机污染物进行了基于发光细菌的毒性研究评价。研究主要结论如下:（1）各处理阶段水质表征及毒性测试结果表明:污水生物毒性经过处理工艺后,得到了有效降低。常规指标与光谱指标中UV254、腐殖程度指数与污水中提取有机污染物的平均发光抑制率及相应氯化汞当量浓度呈现显着的正相关关系,并且生物源指数、荧光指数与污水中提取有机污染物的平均发光抑制率及相应氯化汞当量浓度呈现显着的负相关关系。（2）气相色谱质谱筛查结果表明:通过对各处理阶段污水样品有机组分富集和GC-MS分析建立的筛查体系,确定了64种有机污染物初选名单,分析了进水不同类别有机污染物的去除率,采用综合评分法对初选名单中的有机污染物进行优先排序,最终筛选出了邻苯二甲酸二丁酯、邻苯二甲酸二辛酯、硬酯酸甲酯等6种有机物作为该市政污水处理厂的特征有机污染物。（3）特征有毒有机污染物混合毒性研究表明:通过发光细菌法测试出六种特征有机污染物的生物毒性大小排序为:邻苯二甲酸二辛酯>邻苯二甲酸二丁酯>邻苯二甲酸二甲酯>硬脂酸甲酯>抗氧化剂2246>2,4,6三叔丁基苯酚。等毒性配比条件下对邻苯二甲酸二丁酯、硬脂酸甲酯和2,4,6三叔丁基苯酚3种特征污染物进行联合毒性评价,联合作用表现为部分相加或拮抗作用。综上表明,简单易得的常规和光谱指标综合应用在快捷方便来预测急性毒性具有很大潜力;筛出的特征有机污染物为市政污水厂源头控制提供信息支持;单种低浓度的特征有机污染物正辛醇水分配系数较高,在水生生物中具有高的生物积累潜力,对水生态安全具有一定风险。
王飞鸿[5]（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》文中进行了进一步梳理海水反渗透（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。
李翼[6]（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》文中进行了进一步梳理近年来,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。
童自强[7]（2020）在《新型聚电解质络合物和碳材料在液体混合物膜分离中的应用与性能强化》文中进行了进一步梳理膜分离具有高效、节能、环保及适用性广等优势,有关功能膜的制备与应用已在近年来取得巨大进展。新型功能材料的开发是制备高效分离膜、取得优异性能的关键之一。本文针对聚电解质络合物、氧化石墨烯和碳纳米管三种新型材料用于膜分离过程中所存在的问题进行了探究,并提出了相应解决方法。所制备的功能膜应用于多种溶剂的渗透汽化脱水、不同溶液的渗透汽化脱盐以及有机溶剂正渗透中,获得了理想的分离效果。开发了可加工的纳米级球形聚电解质络合物,并制备得到均质纳米级球形聚电解质络合物膜。球形聚电解质络合物拥有比传统针状络合物更高的电荷密度,由其制得的均质聚电解质络合物膜表面均匀,致密光滑,亲水性随络合度的升高而增强。将其用于乙醇溶液的渗透汽化脱水中,系统考察了离子络合度、进料浓度以及操作温度对渗透汽化性能的影响。在70°C下进料液中水浓度为10 wt%时,透过聚电解质络合物膜的通量可达2.93 kg m-2 h-1,渗透液中水浓度为99.38wt%。相比于由针状聚电解质络合物制备的均质膜,透过球形聚电解质络合物所制得的均质膜的通量大约为其两倍之高,且分离效果更为理想。通过磺化改性,在氧化石墨烯表面成功引入了磺酸根基团,制备得到了磺化氧化石墨烯,其拥有比氧化石墨烯更优异的分子传输能力。将具有极强水合能力的聚电解质（羧甲基纤维素钠和聚（4-苯乙烯磺酸-共聚-马来酸）钠混合物）沉积在磺化氧化石墨烯层上,制备得到了磺化氧化石墨烯复合膜,在二者的协同作用下,实现了理想的异丙醇脱水性能。此外,系统考察了聚电解质组成以及操作条件对其渗透汽化性能的影响。在70°C进料液中水浓度为10 wt%时,透过该复合膜的通量达到3.67 kg m-2 h-1,同时渗透液中的水浓度高达99.90 wt%。该复合膜兼具良好的机械性能,有利于其在实际应用中维持性能的稳定。提出了一种充分利用碳纳米管原子级光滑外壁进行水分子传输的简便方法。碳纳米管经纯化和强氧化剂处理后,其外壁沿径向部分开链,形成了一种特殊的核壳结构,其中氧化石墨烯纳米带附着或包裹在内部的纳米管上。这一特殊结构有利于实现分子在膜内的垂直传输,缩短层间扩散距离,从而加快分子渗透速度。覆盖上聚电解质层后,该复合膜对乙醇、异丙醇以及丙酮等不同溶剂均显示出了非常理想的渗透汽化脱水效果。此外,该复合膜可通过静电排斥作用对氯化钠、氯化钙和氯化镁进行有效截留,并获得了较高的水通量。该方法可为利用不同途径开发高效碳纳米管复合膜提供新的思路。首次证明了氧化石墨烯膜在有机溶剂正渗透过程中的应用潜力。氧化石墨烯膜具有优良的化学惰性和规整的层间结构,将其应用于甲醇体系的正渗透过程中,片径较大的氧化石墨烯膜可获得更为理想的溶剂通量与截留效果。随着氧化石墨烯膜厚度的降低或驱动液浓度的增加,透过氧化石墨烯膜的甲醇通量和反向溶质通量均逐渐上升。此外,氧化石墨烯膜亦适用于乙醇、异丙醇等多种有机溶剂体系的正渗透过程中。分别以罗丹明B、苝红染料和阿托伐他汀钙药物分子为进料液中的目标产物,在常见的乙醇和异丙醇体系中,氧化石墨烯膜表现出了理想的截留效果,并获得了比聚酰胺膜更高的溶剂通量,证明其在实现目标产物富集的同时,亦可对溶剂进行回收,具有应用于有机溶剂正渗透领域的巨大潜力。
倪广元[8]（2020）在《大庆油田落地油污染场土壤/地下水修复技术研究》文中指出原油开采过程中井口漏油、管线穿孔、井喷等产生的落地油与土壤结合形成落地油泥,具有污染面积大、组分复杂、处理困难等特点。石油难挥发组分与土壤颗粒相互作用,破坏土壤结构,降低土壤肥力,影响土壤中微生物的生存,进而引起污染带植被的退化甚至死亡,粮食作物减产,生态系统的稳定性遭到破坏。降雨淋滤和补给作用下可将土壤和地表水中石油类污染物迁移至地下水体中,使地下水失去饮用功能,对当地工农业生产、生态和人体健康造成严重危害。大庆是我国最具典型特征的石油石化城市,82万亩油田地跨大庆主城、红岗、大同、肇州、肇源等县区,约占大庆国土面积的25%,落地油泥污染形势严峻。为探索适应大庆油田落地原油污染特征的处理工艺,本研究开展了大庆油田落地油泥及污染场的地下水综合治理技术室内实验及工程应用研究。大庆油田落地油泥一般储存在储泥池中,污泥含油量不稳定,同时重质油含量高,以微小无机颗粒为中心形成稳定乳化油,污泥处理难度大。针对这一问题,对油泥的基本性质进行测定,并开展室内实验研究筛选落地油泥的改性用化学清洗剂。结果表明以鼠李糖脂表面活性剂复配硅酸钠,且两者比例为200:700时效果最佳。在清洗时间为40min、清洗剂加药量为1%、热水温度为60℃的条件下,可以达到最优的除油热洗效果。对改性热洗后的污泥进行脱水,优选絮凝剂,结果表明以无机絮凝剂PFS复配有机絮凝剂WT-1,在质量配比为400:80的条件下Zeta最低,具有最佳的絮凝效果。高温热解炉模拟实验结果表明,在热解油泥的过程中,以氧化钙作为催化剂,控制反应温度为550℃,催化剂添加比例为6%时,石油回收率最高,系统最为稳定。在室内实验基础上提出机械调质-高温化学热洗-离心脱水-热解系统的综合处理工艺,控制清洗时间为40 min,清洗剂加药量为1%,热水温度为60℃,复配絮凝剂投加比例为1%,脱水离心机转速为2500 r/min,热解温度为550℃时,最终所得残渣含油率≤3‰,实现了污泥无害化处理。在不考率热解后污泥处理以及浓缩废水处理的情况下,采用热洗后接热解的工艺处理油泥油含量低于3‰所需成本约为1520.20元/吨。结合野外调研和室内分析,在传统的水文地质学理论方法基础上,对落地油污染场地土壤和地下水的污染进行了评估。对场地污染特征12个月的连续动态监测结果显示,地下水中总石油烃（TPH）平均含量高达5.26 mg/L,主要的石油类污染物中烷烃达到90%,其次是芳烃类以及非烃类;苯含量在0.3～0.6 mg/L之间,二甲苯含量在0.3～0.6 mg/L之间,萘含量在0.05～0.45 mg/L之间,均超过了GB/T 14848-2017中规定的III类直接分散水源地饮用水标准。污染场地下水中石油类污染物在时间和空间上均呈现动态变化,在监测时段内TPH浓度整体呈现下降的变化趋势,TPH在雨季时含量升高,冬季时含量降低。沿地下水径流路径方向TPH含量逐渐降低,这种衰减受水流迁移、吸附、挥发、生物降解等多因素控制,形成了以污油坑为核心、向四周扩张的污染晕,上游污染物向下游迁移,场地地下水中形成了自东北向西南逐渐扩展的污染晕;纵向上,土壤中TPH含量自上而下减弱,而储泥池下游粘土层TPH含量则较低,越靠近地下水面TPH含量越高,说明地下水石油类污染物质通过垂向入渗式和水平扩散迁移式两种模式进入地下水中造成污染。基于多孔介质的热力学平衡和动力学方程,建立了污染场石油污染物迁移模型,确定污染物分布,开展了风险评估,模拟结果表明石油类污染特别是芳烃类污染治理迫在眉睫。通过一维模拟实验研究鼠李糖脂强化地下水曝气技术（AS）原位修复的机制,结果表明介质渗透率与曝气流量的增加有利于污染的修复。相同曝气流量下,AS修复过程中地下水中空气饱和度与介质粒径呈负相关关系,而在投加浓度为200 mg/L的鼠李糖脂强化AS修复过程后,地下水中空气饱和度与介质粒径则呈正相关关系。鼠李糖脂的添加能够显着提高污染场AS修复效果,以此为基础开展20 d的原位单井AS修复试验。通过对曝气井周围监测井的水质、水位、溶解氧等参数监测,确定单井注气影响区域范围可达到8 m,在此区域内地下水中TPH降低达85%,地下水中石油类污染浓度降低至1 mg/L以下,各种石油类污染组分浓度均有不同程度的降低,主要以芳烃类组分最为显着。由于空气注入,地下水环境由厌氧向好氧转变,氧化还原参数Eh有显着升高,超氧化物歧化酶活性和过氧化氢酶在AS过程中略有增强,说明表面活性剂强化AS可在一定程度上促进注气井周围好氧生物降解。此外,鼠李糖脂强化AS修复技术在实际工程应用中取得了良好的效果。
史俊祥[9]（2020）在《基于SVE的土壤苯系物优化去除研究》文中进行了进一步梳理石油类污染物引起的土壤和地下水环境污染问题已经不容乐观,土壤气相抽提（soil vapor extraction,SVE）作为一种能高效去除挥发/半挥发性有机污染物的修复技术在广泛应用的同时也因其影响因素较多而受到一定的限制。尤其是在水位波动频繁的地区,地下水位波动引起土壤通透性的改变会直接影响SVE的作用效果;与此同时,实际的污染场地中也存在土壤分层污染的现象。目前针对石油污染土壤开展的SVE技术修复数值模拟和场地应用研究中,多未考虑地下水水位的波动和污染的分层现象。本研究选取苯系物作为特征污染物,构建了水位波动条件下SVE去除土壤中苯的实验装置和分层抽提实验装置开展实验研究。探究地下水水位波动循环过程中土壤“非波动带-波动带-饱和带”中苯系物的运移分布规律,并选取抽提流量、抽提时间、抽提方式、土壤初始含水率、污染物初始含量等影响SVE修复效果的关键参数,开展水位波动和非波动条件下SVE去除土壤中苯的差异性研究;针对土壤分层污染情况,进行SVE分层抽提实验研究,对比分析分层抽提和不分层抽提对土壤中苯的去除效果;并结合实际污染场地进行数值模拟和修复方案优化设计。研究结果表明,水位波动对土壤中苯系物的运移分布具有明显的影响,水位波动条件下SVE对土壤中苯的去除效果会产生明显的提高;同时,采用SVE分层抽提更适合对分层污染土壤进行高效节能修复。并将获取的SVE优化设计方法应用到实际的石油污染场地SVE修复方案设计过程中,借助Tough2探究了实际的优化去除效果。主要得出了以下几点结论:（1）地下水水位波动循环过程对土壤“非波动带-波动带-饱和带”中苯系物的运移分布影响较大:水位上升过程中,已在自然状态下呈自上而下浓度逐渐降低的苯系物会随水位而逐渐上升大量浮于水位表面;水位下降过程中,富集于水位表面的苯系物又随水位下降而部分被带入和自然向下迁移至下层土壤;整个干湿交替循环过程中,苯系物多位于非波动和波动带,最下层的饱和带苯系物分布较少。（2）在实验选取的抽提时间、抽提流量、抽提方式、土壤初始含水率、污染物初始含量参数范围内,发现水位波动条件下SVE对土壤中苯的去除率可比非波动条件下高出10%左右。其中,抽提流量作为一个重要的影响参数可直接改变水位波动条件下SVE对土壤中苯的去除率。水位波动条件下,SVE对“非波动带-波动带-饱和带”不同土壤中苯的去除效果也存在明显差异,主要表现为对波动带和非波动的去除效果优于饱和带。（3）在相同的抽提流量、抽提时间、抽提方式条件下,针对相同土壤初始含水率和污染物初始含量的土壤,分层抽提因抽提过程中的流量损失较小而使得获取的去除率比不分层抽提具有一定提高。其中,含水率对分层抽提的影响较大,分层抽提较不分层抽提对土壤中苯去除效果的提升程度随含水率的升高而降低;而分层抽提对污染物含量较高土壤的修复效果比不分层抽提具有更显着的提升程度。（4）依据实验获取的SVE优化去除土壤中苯的设计方案,对实际石油污染场地进行了修复方案设计和优化,优化结果显示针对实际污染场地出现的分层污染情况可以采用SVE分层抽提进行修复,可对SVE抽提井的井筛进行优化布设,可以节约修复成本。针对实际场地存在的水位波动情况,SVE的修复效率可比水位非波动条件下提升10%以上。
杜士林[10]（2020）在《沙颍河流域水环境优控污染物筛选及潜在生态风险评价研究》文中提出沙颍河流域是淮河流域污染最为严重的子流域,近年来随着国家水环境保护工作的推进,沙颍河流域水环境质量得到了改善,但在城镇化、工业化的持续推进过程中,污染物的排放量和排放总类也随之增加,现有的管理方式已难以满足新常态下沙颍河流域水环境质量持续改善的要求,目前沙颍河流域监测的污染物主要是常规指标,难以实现整个流域所有污染物的监控,无法对水环境中产生较大污染的问题的污染物进行针对性的管理,本研究通过对沙颍河流域41个点位丰水期、平水期和枯水期水环境中重金属和有机污染物含量的高通量筛查,分析各污染物在沙颍河流域水环境中的时空分布特征,参考美国EPA优控污染物筛选技术,提出沙颍河流域优控污染物清单,并对部分优控污染物的环境风险进行评估,为流域水环境管理提供支持。本论文主要研究结果如下:（1）沙颍河流域地表水中各类半挥发性有机物处于ng/L和μg/L之间,贾鲁河、沙河和双洎河受污染较严重,丰水期污染物含量高于另外两个水期;沉积物中半挥发性有机物含量处于ng/g和μg/g之间,澧河和沙河受污染比较严重,大部分污染物的含量为枯水期>丰水期>平水期。地表水中挥发性有机物在丰、平和枯水期分别检测出了53种、46种和46种,各污染物含量处于ng/L和μg/L之间,丰水期地表水中含量最高;沉积物中,枯、平水期分别检测出21种和47种,各污染物浓度处于ng/g和μg/g之间,平水期污染物含量要最高。水体中抗生素在丰、枯和平水期分别检测出17种、15种和16种,红霉素和罗红霉素检出率最高。贾鲁河的总抗生素浓度均最高,澧河最低,丰水期抗生素含量最高。地表水中重金属高含量区主要位于贾鲁河,Hg元素含量超过三类地表水环境质量标准值,枯水期含量最高;沉积物中,北汝河、澧河和颍河沉积物中重金属含量相对较高,Hg和Cd含量超河南省土壤背景值,平水期重金属含量最高。（2）利用美国EPA优控污染物筛技术,根据各污染物的综合打分排序,沙颍河流域共筛选出8大类40种优先控制污染物。包括10种重金属、13种有机农药、3种取代苯、9种卤代脂肪烃、1种苯胺类、1种酞酸酯类、2种多氯联苯、1种多环芳烃。（3）对本研究筛选出来的优先控制污染物中的重金属（铬、铜、砷、铅、汞、镉）和多环芳烃（苯并[a]芘）在水环境中的风险进行评估。沙颍河流域地表水中重金属存在一定的生态风险,引起生态风险的主要污染因子是Hg,枯水期发生生态风险的可能性最高;底泥中重金属三个水期均为高风险水平,丰水期发生生态风险的概率最小,主要引起生态风险的因子是Hg和Cd。沙颍河流域丰水期地表水中苯并[a]芘存在较高的生态风险,其余两个水期发生生态风险的可能性较小;沉积物中苯并[a]芘发生潜在生态风险的可能性较小,个别点位的生态风险发生概率始终为全流域最高,应当给予重点关注。
二、Surface microlayer enrichment of volatile organic compounds and semi-volatile organic compounds in drinking water source（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、Surface microlayer enrichment of volatile organic compounds and semi-volatile organic compounds in drinking water source（论文提纲范文）
（2）超快速固相萃取-气相色谱-质谱法测定水中49种半挥发性有机物（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 仪器、试剂与标准溶液 |
| 1.2 配置标准曲线 |
| 1.3 超快速固相萃取过程 |
| 1.4 色谱条件 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 仪器条件选择 |
| 2.2 固相萃取柱的选择及流速控制 |
| 2.3 有机改进剂的选择 |
| 2.4 洗脱剂的选择 |
| 2.5 方法学评价与质量控制 |
| 2.6 实际样品检测 |
| 3 结论 |
（3）多相金属氧化物催化剂降解有机污染物构效关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国水环境与政策形势 |
| 1.1.2 有机污染物及其危害 |
| 1.1.3 难降解有机污染物 |
| 1.1.4 水处理技术 |
| 1.1.5 高级氧化技术 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 Fenton反应 |
| 1.2.2 铁基催化剂 |
| 1.2.3 铜基催化剂 |
| 1.2.4 非金属催化剂 |
| 第2章 研究思路、内容及创新点 |
| 2.1 研究思路 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 创新点 |
| 第3章 Fe-Cu双金属催化体系的构建及构-效关系研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 仪器设备 |
| 3.2.3 催化剂制备 |
| 3.2.4 催化剂活性测试 |
| 3.2.5 催化剂表征 |
| 3.2.6 降解路径分析 |
| 3.2.7 分析方法 |
| 3.3 催化剂活性测试 |
| 3.4 反应条件影响 |
| 3.4.1 H_2O_2投放量的影响 |
| 3.4.2 硝基苯初始浓度的影响 |
| 3.4.3 反应温度的影响 |
| 3.4.4 催化剂用量的影响 |
| 3.5 5Fe2.5Cu-Al_2O_3的套用实验和稳定性 |
| 3.6 ·OH的定性与定量分析 |
| 3.7 催化剂物相结构 |
| 3.7.1 氮气物理吸附(N_2-BET) |
| 3.7.2 紫外-可见漫反射光谱(UV-vis DRS) |
| 3.7.3 X射线衍射(XRD) |
| 3.7.4 穆斯堡尔谱(Mossbauer) |
| 3.8 催化剂电子结构 |
| 3.8.1 氢气程序升温还原(H2-TPR) |
| 3.8.2 X射线光电子能谱(XPS) |
| 3.9 构-效关系 |
| 3.10 硝基苯降解路径 |
| 3.10.1 硝基苯动态降解过程 |
| 3.10.2 中间产物 |
| 3.10.3 硝基苯降解动力学研究 |
| 3.11 本章小结 |
| 第4章 Fe-Cu双金属催化体系中H_2O_2利用率的优化 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 仪器设备 |
| 4.2.3 催化剂制备 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 H_2O_2分解动力学研究 |
| 4.3.1 H_2O_2初始浓度影响 |
| 4.3.2 扩散影响 |
| 4.3.3 反应温度影响 |
| 4.3.4 反应机理 |
| 4.4 ·OH生成动力学研究 |
| 4.5 H_2O_2利用率单因素实验 |
| 4.5.1 反应温度的影响 |
| 4.5.2 溶液pH值的影响 |
| 4.5.3 H_2O_2初始浓度的影响 |
| 4.6 H_2O_2利用率响应面实验 |
| 4.6.1 实验因素和各因素水平的选取 |
| 4.6.2 实验结果和响应方程的建立 |
| 4.6.3 二元回归方程显着性检验 |
| 4.6.4 主效应和交互作用分析 |
| 4.6.5 响应面分析 |
| 4.6.6 最优实验条件的预测与验证 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 单铜核壳型催化剂Fenton体系的设计与制备 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂 |
| 5.2.2 仪器设备 |
| 5.2.3 催化剂制备 |
| 5.2.4 催化剂活性测试 |
| 5.2.5 催化剂表征 |
| 5.2.6 密度泛函理论研究计算(DFT) |
| 5.2.7 分析方法 |
| 5.3 催化剂活性测试 |
| 5.4 催化剂形貌和晶体结构 |
| 5.5 催化剂电子结构 |
| 5.5.1 原位红外漫反射光谱(in situ DRIFTS) |
| 5.5.2 紫外-可见光漫反射光谱(UV-vis DRS) |
| 5.5.3 X射线光电子能谱(XPS) |
| 5.5.4 X射线吸收近边结构光谱(XANES) |
| 5.6 构-效关系 |
| 5.6.1 H_2O_2的活化 |
| 5.6.2 ·OH的产生 |
| 5.7 Cu@SiO_2-R200的套用实验和循环利用实验 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 Cu-Sn双金属催化体系的构建与构-效关系研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验试剂 |
| 6.2.2 仪器设备 |
| 6.2.3 催化剂制备 |
| 6.2.4 催化剂活性测试 |
| 6.2.5 催化剂表征 |
| 6.2.6 降解路径分析 |
| 6.2.7 分析方法 |
| 6.3 Cu/Al_2O_3催化剂的优化筛选 |
| 6.3.1 不同制备方式的5Cu/Al_2O_3 |
| 6.3.2 不同负载量和煅烧温度的5Cu/Al_2O_3 |
| 6.3.3 催化剂表征及构-效关系 |
| 6.4 5CuySn/Al_2O_3-450催化剂降解喹啉 |
| 6.4.1 喹啉降解活性 |
| 6.4.2 ·OH产生能力 |
| 6.4.3 矿化性能 |
| 6.5 反应条件的影响 |
| 6.5.1 反应温度的影响 |
| 6.5.2 H_2O_2初始浓度的影响 |
| 6.5.3 催化剂投放量的影响 |
| 6.5.4 喹啉初始浓度的影响 |
| 6.5.5 反应pH值的影响 |
| 6.6 催化剂表征及构-效关系建立 |
| 6.6.1 X射线衍射(XRD) |
| 6.6.2 氢气程序升温还原(H_2-TPR) |
| 6.6.3 紫外-可见-近红外漫反射光谱(UV-vis DRS) |
| 6.6.4 X射线光电子能谱(XPS) |
| 6.6.5 红外漫反射光谱(CO DRIFTS) |
| 6.6.6 构效关系 |
| 6.7 喹啉降解路径 |
| 6.7.1 喹啉动态降解过程 |
| 6.7.2 中间产物 |
| 6.8 本章小结 |
| 第7章 总结与展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 论文及相关成果 |
（4）典型市政污水处理厂有机污染物筛查及毒性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 我国市政污水处理厂研究现状 |
| 1.3 有机污染物筛查方法研究进展 |
| 1.3.1 综合参数法 |
| 1.3.2 目标和非目标可疑分析 |
| 1.3.3 毒性鉴别评价和效应导向分析 |
| 1.4 污水生物毒性测试研究概述 |
| 1.4.1 体内测试 |
| 1.4.2 体外测试 |
| 1.5 有机污染物生物毒性研究进展 |
| 1.5.1 联合毒性法评价 |
| 1.5.2 混合毒性预测模型 |
| 1.6 研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线图 |
| 第二章 污水处理沿程水质表征及毒性分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.2.2 采样点分布和样品采集 |
| 2.2.3 常规指标和光谱测定方法 |
| 2.2.4 有机污染物的提取与筛查 |
| 2.2.5 水体生物毒性的测试方法 |
| 2.2.6 数据处理及统计 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 常规指标分析 |
| 2.3.2 紫外光谱分析 |
| 2.3.3 荧光光谱分析 |
| 2.3.4 急性毒性分级标准建立 |
| 2.3.5 各处理单元对青海弧菌毒性分析评价 |
| 2.3.6 各处理单元对青海弧菌毒性去除分析 |
| 2.3.7 青海弧菌毒性和水质指标的相关性分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 A污水厂有机污染物筛查分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 待测样品制备 |
| 3.2.3 气相色谱质谱联用仪定性分析方法 |
| 3.2.4 综合评分法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 GC-MS筛查结果分析 |
| 3.3.2 有机污染物的去除分析 |
| 3.3.3 综合评分法筛选结果分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 特征有机污染物毒性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂与仪器 |
| 4.2.2 急性毒性测定方法 |
| 4.2.3 混合毒性样品溶液配制 |
| 4.2.4 联合毒性作用类型判定及模型预测 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 单一毒性分析 |
| 4.3.2 多元混合毒性分析 |
| 4.3.3 基于两个模型联合毒性预测 |
| 4.3.4 混合毒性机制假设分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间承担的科研任务与取得的科研成果 |
（5）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 |
（6）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 |
（7）新型聚电解质络合物和碳材料在液体混合物膜分离中的应用与性能强化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 聚电解质络合物 |
| 1.2.1 聚电解质络合物概述 |
| 1.2.2 聚电解质络合物制备方法 |
| 1.3 氧化石墨烯和碳纳米管 |
| 1.3.1 氧化石墨烯概述 |
| 1.3.2 碳纳米管概述 |
| 1.4 渗透汽化和正渗透技术 |
| 1.4.1 渗透汽化概述 |
| 1.4.2 正渗透概述 |
| 1.5 课题提出和研究内容 |
| 第2章 纳米级球形聚电解质络合物及其均质膜的制备与应用 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2.2 基膜处理 |
| 2.2.3 球形PECs的制备 |
| 2.2.4 HPECMs的制备 |
| 2.2.5 表征方法 |
| 2.2.6 渗透汽化实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 PECs的合成 |
| 2.3.2 PECs和 HPECMs特性 |
| 2.3.3 HPECMs的渗透汽化性能 |
| 2.3.4 渗透汽化脱水性能对比 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 磺化氧化石墨烯复合膜的制备及应用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2.2 基膜处理 |
| 3.2.3 磺化氧化石墨烯分散液的制备 |
| 3.2.4 聚电解质溶液的制备 |
| 3.2.5 磺化氧化石墨烯复合膜的制备 |
| 3.2.6 表征方法 |
| 3.2.7 渗透汽化实验 |
| 3.2.8 分子截面尺寸计算 |
| 3.2.9 机械性能测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 SGO和 SGOM特性 |
| 3.3.2 SGO复合膜 |
| 3.3.3 单组分通量 |
| 3.3.4 SGO复合膜的渗透汽化性能 |
| 3.3.5 渗透汽化脱水性能对比 |
| 3.3.6 SGO复合膜的机械性能 |
| 3.4 本章小节 |
| 第4章 开链碳纳米管复合膜的制备及应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2.2 多壁碳纳米管纯化 |
| 4.2.3 GONR@CNT的制备 |
| 4.2.4 碳纳米管复合膜的制备 |
| 4.2.5 表征方法 |
| 4.2.6 渗透汽化实验 |
| 4.2.7 机械性能测试 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 核壳结构GONR@CNT |
| 4.3.2 碳纳米管复合膜特性 |
| 4.3.3 渗透汽化脱水性能 |
| 4.3.4 渗透汽化脱盐性能 |
| 4.3.5 复合膜的机械性能 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 氧化石墨烯膜在有机溶剂正渗透中的应用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂与仪器 |
| 5.2.2 基膜处理 |
| 5.2.3 氧化石墨烯膜的制备 |
| 5.2.4 表征方法 |
| 5.2.5 单组份通量测试 |
| 5.2.6 有机溶剂正渗透性能测试 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 氧化石墨烯膜特性 |
| 5.3.2 氧化石墨烯膜的渗透性能 |
| 5.3.3 氧化石墨烯膜的有机溶剂正渗透性能 |
| 5.3.4 氧化石墨烯膜在有机溶剂正渗透模型中的应用 |
| 5.3.5 性能对比 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 本文结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录A |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（8）大庆油田落地油污染场土壤/地下水修复技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 创新点摘要 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究目的及意义 |
| 1.2 落地油泥的来源与危害 |
| 1.2.1 落地油泥的来源 |
| 1.2.2 落地油泥的危害 |
| 1.3 落地油泥处理技术 |
| 1.3.1 调质-机械脱水技术 |
| 1.3.2 萃取法 |
| 1.3.3 固化技术 |
| 1.3.4 电化学处理技术 |
| 1.3.5 焚烧法 |
| 1.3.6 热解法 |
| 1.3.7 生物法 |
| 1.4 石油污染场地下水修复技术 |
| 1.4.1 异位修复技术 |
| 1.4.2 原位修复技术 |
| 1.5 表面活性剂在石油污染治理中的应用 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 大庆油田落地油泥特性分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 油泥样品来源 |
| 2.2.2 实验药品及仪器 |
| 2.2.3 基本物性指标分析方法 |
| 2.3 落地油泥基本特性 |
| 2.4 落地油泥元素组成 |
| 2.5 落地油泥热解特性 |
| 2.6 落地油泥残渣特性 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 落地油泥处理技术室内实验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 清洗剂的筛选实验方法 |
| 3.2.2 热洗最优条件实验方法 |
| 3.2.3 泥水分离絮凝剂的选择 |
| 3.2.4 热解模拟实验方法 |
| 3.3 热洗效果分析 |
| 3.3.1 清洗剂筛选结果分析 |
| 3.3.2 温度对热洗效果的影响 |
| 3.3.3 清洗剂含量对热洗效果的影响 |
| 3.3.4 清洗时间对热洗效果的影响 |
| 3.4 泥水分离絮凝剂筛选结果分析 |
| 3.5 热解效果分析 |
| 3.5.1 质量减少率 |
| 3.5.2 热解油产率 |
| 3.5.3 焦炭产率 |
| 3.5.4 气体产率 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 落地油泥处理技术的工程应用研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实际工程情况 |
| 4.2.1 储泥池现场情况 |
| 4.2.2 实际工艺流程及设备 |
| 4.3 热洗及离心脱水工艺及效果评价 |
| 4.4 热解工艺及效果评价 |
| 4.5 技术经济分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 落地油污染场调查及风险评估 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 场地概况 |
| 5.2.1 场地基本情况 |
| 5.2.2 区域地质背景 |
| 5.2.3 场地水文地质条件勘察 |
| 5.3 场地污染模型及调查 |
| 5.3.1 场地污染扩散模型 |
| 5.3.2 场地勘查 |
| 5.3.3 有机组分分析 |
| 5.3.4 有机组分时间分布 |
| 5.3.5 有机组分空间分布 |
| 5.4 石油类污染地下水迁移模拟 |
| 5.4.1 流体在多孔介质运移 |
| 5.4.2 组分对流弥散方程 |
| 5.4.3 组分在多孔介质中吸附-解吸方程 |
| 5.4.4 石油污染物在地下水中的迁移模型 |
| 5.5 风险评估 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 落地油污染场地下水原位修复技术室内实验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.3 AS修复一维模拟实验研究 |
| 6.3.1 AS修复原理 |
| 6.3.2 曝气流量对TPH残留率的影响 |
| 6.3.3 介质性质对TPH残留率的影响 |
| 6.3.4 曝气流量对气体饱和度和水位的影响 |
| 6.3.5 石油组分在砂柱内的分布情况 |
| 6.4 鼠李糖脂强化AS修复机制研究 |
| 6.4.1 鼠李糖脂的投加对TPH去除效果的影响 |
| 6.4.2 鼠李糖脂投加量对TPH去除的影响 |
| 6.4.3 鼠李糖脂强化后石油组分在砂柱内的分布情况 |
| 6.4.4 鼠李糖脂强化后污染物的溶解度和解吸效果的变化 |
| 6.4.5 鼠李糖脂强化后空气饱和度的变化 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 落地油污染场地下水原位修复技术工程应用研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 单井修复注气响应 |
| 7.2.1 单井注气的物理响应 |
| 7.2.2 单井注气的影响范围分布(ZOI) |
| 7.3 修复效率研究 |
| 7.3.1 地下水中的TPH修复效率 |
| 7.3.2 AS修复TPH组分变化规律 |
| 7.3.3 AS修复对环境影响分析 |
| 7.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 发表文章目录 |
| 致谢 |
（9）基于SVE的土壤苯系物优化去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状及问题分析 |
| 1.2.1 我国石油污染现状 |
| 1.2.2 石油污染对环境的危害 |
| 1.2.3 石油类污染物在地下环境介质中的迁移转化规律 |
| 1.2.4 地下水位波动对石油类污染物运移分布的影响 |
| 1.2.5 石油污染修复技术 |
| 1.2.6 SVE技术研究现状 |
| 1.2.7 主要存在问题 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.3.1 地下水位波动带苯系物运移分布的基本规律 |
| 1.3.2 水位波动条件下SVE去除土壤中苯的优化实验 |
| 1.3.3 SVE去除土壤中苯的分层抽提实验研究 |
| 1.4 主要研究目标 |
| 1.5 拟解决的关键问题 |
| 1.6 主要创新之处 |
| 1.7 技术路线图 |
| 第2章 水位波动条件下土壤中苯系物运移分布规律研究 |
| 2.1 实验目的 |
| 2.2 实验方法和装置 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 土壤性质 |
| 2.2.3 污染物性质 |
| 2.2.4 样品分析 |
| 2.2.5 实验设计 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 实验结果 |
| 2.3.2 实验结果分析 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 水位波动条件下SVE去除土壤中苯的优化实验研究 |
| 3.1 实验目的 |
| 3.2 实验方法和装置 |
| 3.2.1 实验装置 |
| 3.2.2 其它设置 |
| 3.3 实验设计与结果 |
| 3.3.1 抽提流量、抽提时间对SVE去除土壤中苯的影响 |
| 3.3.2 土壤初始含水率对SVE去除土壤中苯的影响 |
| 3.3.3 污染物初始含量对SVE去除土壤中苯的影响 |
| 3.3.4 抽提方式对SVE去除土壤中苯的影响 |
| 3.3.5 水位波动对SVE去除土壤中苯的影响 |
| 3.4 水位波动频率对SVE去除土壤中苯的影响 |
| 3.5 实验结果分析 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 SVE分层抽提去除土壤中苯的实验研究 |
| 4.1 实验目的 |
| 4.2 实验方法和装置 |
| 4.2.1 实验装置设计 |
| 4.2.2 其它设置 |
| 4.2.3 实验设计 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 不同抽提流量与时间 |
| 4.3.2 不同污染物初始含量 |
| 4.3.3 不同土壤初始含水率 |
| 4.3.4 不同抽提方式 |
| 4.4 实验结果分析 |
| 4.4.1 分层抽提与不分层抽提流量损失差异分析 |
| 4.4.2 含水率对抽提效果的影响分析 |
| 4.4.3 污染物初始含量对抽提效果的影响分析 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 实验结果的场地应用数值模拟与分析 |
| 5.1 场地基本情况与概化 |
| 5.2 场地SVE分层修复设计 |
| 5.2.1 修复范围的确定 |
| 5.2.2 SVE抽提气体浓度 |
| 5.2.3 SVE抽提井布设 |
| 5.2.4 SVE修复时间 |
| 5.2.5 SVE分层修复方案优化 |
| 5.2.6 优化结果 |
| 5.3 水位波动条件下SVE修复设计 |
| 5.3.1 模型概化 |
| 5.3.2 结果分析 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（10）沙颍河流域水环境优控污染物筛选及潜在生态风险评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国外优控污染物筛选研究进展 |
| 1.2.2 国内优控污染物筛选研究进展 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第2章 沙颍河流域水环境污染物时空分布特征 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品的采集与保存 |
| 2.2.2 样品前处理 |
| 2.2.3 检测方法与主要仪器 |
| 2.2.4 质量保证与质量控制 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 半挥发性有机物时空分布特征 |
| 2.3.2 挥发性有机物时空分布特征 |
| 2.3.3 抗生素时空分布特征 |
| 2.3.4 重金属时空分布特征 |
| 2.4 本章结论 |
| 第3章 沙颍河流域优先控制污染物筛选 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 优控污染物综合评价方法 |
| 3.2.2 综合得分计算方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 毒性效应得分 |
| 3.3.2 环境暴露得分 |
| 3.3.3 生态效应得分 |
| 3.3.4 综合得分排序 |
| 3.3.5 沙颍河流域水环境优控污染物总清单 |
| 3.3.6 与国内外主要清单对比研究 |
| 3.4 本章结论 |
| 第4章 部分优控污染物的环境风险评估研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 重金属风险评估方法 |
| 4.2.2 多环芳烃风险评估方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 沙颍河流域水环境中优控重金属的风险评估 |
| 4.3.2 沙颍河流域水环境中优控多环芳烃的风险评估 |
| 4.4 本章结论 |
| 第5章 结论 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究特色与创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历及攻读硕士学位期间的主要科研成果 |
| 致谢 |
四、Surface microlayer enrichment of volatile organic compounds and semi-volatile organic compounds in drinking water source（论文参考文献）
- [1]铁碳复合纤维膜在太阳能蒸馏过程中去除VOCs的研究[D]. 马玉玲. 哈尔滨工业大学, 2021
- [2]超快速固相萃取-气相色谱-质谱法测定水中49种半挥发性有机物[J]. 焦伟,耿旭,李乐,陈兴定,姚志建. 环境科技, 2021(03)
- [3]多相金属氧化物催化剂降解有机污染物构效关系研究[D]. 孙杨. 华东理工大学, 2021(08)
- [4]典型市政污水处理厂有机污染物筛查及毒性研究[D]. 刘琼. 河北大学, 2021(09)
- [5]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
- [6]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)
- [7]新型聚电解质络合物和碳材料在液体混合物膜分离中的应用与性能强化[D]. 童自强. 天津大学, 2020(01)
- [8]大庆油田落地油污染场土壤/地下水修复技术研究[D]. 倪广元. 东北石油大学, 2020(03)
- [9]基于SVE的土壤苯系物优化去除研究[D]. 史俊祥. 南昌大学, 2020(01)
- [10]沙颍河流域水环境优控污染物筛选及潜在生态风险评价研究[D]. 杜士林. 桂林理工大学, 2020(01)
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