一、用三卤甲烷预测相应的三卤乙酸（论文文献综述）
孔美军[1]（2020）在《BAF对一种新兴污染物-咖啡因的去除效能与机理研究》文中研究表明当前,饮用水安全问题受到全世界范围的广泛关注。咖啡因是应用最广泛的精神类药物,水溶性高,在水中性质稳定,因而在水环境中检出频率较高,易富集,为一类重要的新兴污染物,对饮水安全构成潜在威胁。有研究表明,咖啡因可通过微生物作用得到降解,但有关咖啡因在具体生物处理构筑物的去除效能与机制的的研究报道较少。生物活性滤池（BAF）是一种极具应用前景的饮用水深度处理技术,为明确该技术对咖啡因的去除规律与机理,本研究采用BAF小试装置,考察了EBCT、空床滤速等关键因子对BAF中咖啡因去除效果的影响规律以及咖啡因在BAF中的沿程变化规律,并分析了BAF内生物膜对咖啡因生物降解动力学和生物膜的微生物菌群结构,为进一步揭示BAF对咖啡因的去除机制提供基础。主要研究内容及结论如下:（1）采用接种挂膜的形式,完成BAF的挂膜启动（微生物富集过程）。随着启动时间的延长,BAF内生物量（ATP）逐渐提升,到第29天趋于稳定,稳定后ATP可达到66～380 ng/cm3,整体上沿滤床深度逐渐降低。挂膜启动阶段,DOC、咖啡因去除效率均呈现先下后逐渐升高至稳定的趋势,稳定后,EBCT为60 min,相应的空床滤速为0.4、0.8、1.2 m/h条件下,咖啡因与DOC的去除效率分别为68%、54%、48%及48%、40%、35%左右。（2）本研究采用具有不同滤层高度的系列BAF试验装置,使EBCT与空床滤速成为两个独立变化因素,通过单因素试验分别研究两个因素对BAF去除效能的影响。结果表明,各空床滤速条件下,EBCT对咖啡因的去除效果均具有显着影响,咖啡因的去除率随EBCT的增大而明显增加,本研究得出了不同空床滤速对应的各个EBCT变化范围内,咖啡因最高去除率（19%～74%）,这一研究结果,可为滤层高度在特定范围时（0.4 m～1.2 m）,不同选择的空床滤速下,适宜EBCT的确定提供重要依据;本试验条件下,当EBCT小于20 min时,空床滤速的变化对咖啡因去除效果的影响较小,EBCT大于20 min时,降低空床滤速可在不同程度上提高BAF对咖啡因的去除效果,EBCT越大,促进作用越明显;DOC去除率随EBCT及空床滤速的变化规律与咖啡因一致,BAF对DOC的去除率整体低于咖啡因的去除率。（3）选取几个代表性工况,研究了咖啡因、DOC去除效果在BAF中的沿程变化。结果表明:沿水流方向,咖啡因、DOC的浓度保持沿程递减的趋势,其降解主要发生在滤床厚度0-40 cm范围内,两者的去除率分别占总去除率的66%～69%、63%～73%。（4）取BAF上层生物膜,在初始浓度为10μg/L和7.5μg/L两个条件下,开展生物膜对咖啡因的降解动力学试验。分别采用一级动力学、二级动力学方程对试验数据进行拟合,结果表明,BAF内生物膜对咖啡因的降解过程更符合二级动力学方程,初始浓度为10μg/L和7.5μg/L两个条件下,其降解动力学常数k分别为7.87×10-5L/（mol?min）、1.01×10-4L/（mol?min）。（5）选择滤层厚度为1.2 m的BAF试验装置,利用宏全基因组测序技术对BAF上（0～5 cm）、中（55～60 cm）、下（115～120 cm）3层的生物膜微生物种群结构进行分析。发现BAF中真菌含量仅有1.2%,优势菌群为Proteobacteria、Acldobacteria、Bacteroldets和Planceamycetes,同时发现了已报到的具有咖啡因降解功能的假单胞菌属,在BAF各层均有分布,且底层相对丰度较大;总体上,BAF上层细菌生物量和多样性最好,中、下层生物种属相近。
汪磊[2]（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》文中进行了进一步梳理消毒副产物（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。
朱红霞,薛荔栋,刘进斌,陈烨,金小伟,袁懋[3]（2020）在《含氯消毒副产物的种类、危害与地表水污染现状》文中认为新型冠状病毒肺炎（COVID-19,简称"新冠肺炎"）疫情期间,含氯消毒剂被大量使用,含氯消毒剂会与水中本底存在的有机物反应生成含氯消毒副产物（CDBPs）,CDBPs包括卤甲烷、卤乙酸、无机卤氧酸盐、卤代乙腈、卤化氰、卤化硝基甲烷、卤代乙醛和其他CDBPs.梳理了各类CDBPs的危害,结果表明:大部分CDBPs具有致癌、致畸和致突变的"三致"毒性,在自然水体中威胁水生生物安全和人群健康;虽然现阶段大量研究集中于饮用水中的消毒副产物,但也有少量研究证实地表水中已有消毒副产物的检出.新冠肺炎疫情期间含氯消毒剂使用量较大,建议对余氯呈阳性的地表水继续开展主要CDBPs的筛查,有针对性地开展监测,推动含氯消毒剂的合理使用;同时,应加强监管,在地表水质量标准修订时完善消毒副产物指标,在相关行业废水控制标准中增加消毒副产物指标,避免对地表水生态系统造成次生环境影响.
张驰[4]（2019）在《水中典型消毒副产物在循环反渗透中去除效果和归趋研究》文中进行了进一步梳理饮用水消毒能够有效的杀灭水中的致病性微生物,从而防止多种传染性疾病的发生与流行。但在消灭饮用水环境中病原微生物的同时,消毒剂会将水中的溶解性有机物（消毒副产物的前体物）氧化,生成消毒副产物（DBPs）,这些DBPs对人体具有致癌、致畸、致突变的毒害作用。因此,寻找一种有效去除水中DBPs的方法势在必行。反渗透（RO）因其绿色环保、对小分子有机物具有良好的去除效果,而成为目前市场上应用最为广泛的管网末端水处理技术。然而,传统的单级RO将30%～50%的废水直接排放,造成了极大的水资源浪费;由单级RO发展而来的多级RO虽然能有效的提高水回收率,但因成本高、占地面积大等因素限制了其广泛应用。本研究使用的循环式RO在克服了单级RO和多级RO上述缺点的同时,对水中的DBPs也有良好的去除效果。本研究选取包括卤代甲烷（HMs）、卤代乙醛（HALs）、卤代乙酸（HAAs）在内的3类共20种DBPs,分析了其在循环式RO过程中的去除效果,结果表明,在循环RO过程中,水中DBPs的实时去除效果呈现逐渐降低或保持不变的趋势;当水回收率达到80.0%时,除氯乙醛（CAL）以外,其他DBPs的总去除率在80.8%以上;对于具有相同官能团和卤素取代基类型但卤素取代基数目不同的消毒副产物,其总去除效果排序为:4-≥3-≥2-≥1-DBPs;对于具有相同官能团和相同数目卤素取代基但卤素类型不同的消毒副产物,其总去除率排序为:I-≥Br-≥Cl-DBPs;对于具有相同卤素类型和相同数目卤素取代基但官能团不同的消毒副产物,其总去除率排序为:HAA≥HAL≥HM。通过对比不同离子强度和水质下DBPs的总去除率,发现离子强度增加对疏水性相对较差的DBPs去除效果有促进作用,其原因在于,离子强度的增加有助于迅速提高它们与膜的亲和力,从而使去除效率显着提高;离子强度的增加对疏水性较强的DBPs去除效果无显着影响,这是由于离子强度的增加对疏水性强的物质与膜的亲和力无显着影响。此外,与纯水相比,自来水的高p H环境对一卤乙酸的去除有促进作用,随着p H的升高,膜的Zeta电位也随之升高,部分离子态的HAAs的电离程度增加,膜Zeta电位和DBPs电离程度的增加有助于增加静电排斥甚至是吸附作用的作用力,从而对其去除效果有一定的促进作用。通过综合分析DBPs在循环RO中的去除效果、定量构效关系（QSAR）模型以及归趋,对RO膜去除DBPs的作用机理进行了深入探讨,结果表明,RO膜去除水中的离子态DBPs（HAAs）的作用机理包括空间位阻、静电排斥和吸附作用;去除水中非离子态DBPs的作用机理主要有空间位阻和吸附作用;对于吸附能力较强的HMs,吸附作用的贡献最大;对于吸附能力相对较弱的HALs,空间位阻占主导作用。
白洋[5]（2018）在《污水再生消毒过程中卤乙酸生成规律及预测模型的研究》文中研究指明城市污水再生利用是缓解水资源短缺的有效途径,作为再生水源的污水厂二级出水仍含有大量有机物和致病微生物,消毒是保障再生水安全的必要环节。加氯消毒是目前运用最广泛的消毒方式,但氯在消毒过程中可以与水中部分有机物反应生成具有“三致”作用的消毒副产物,其中,卤乙酸（HAAs）是已知再生水消毒副产物中具有较高生物毒性的物质,其含量仅次于三卤甲烷（THMs）。因此,有效进行再生水消毒副产物的调控对污水再生利用特别是生态回用具有重要意义。本研究以西安市某污水处理厂二沉池出水为对象,进行混凝沉淀、过滤、加氯消毒试验,对温度（T）、pH、DOC、加氯量（Cl2）和溴离子（Br-）及HAAs等指标进行测定,分析影响HAAs生成的关键因素,建立再生水消毒的HAAs预测模型。在此基础上,利用模型拟合优度、显着性检验、内部验证及预测值和实测值的相关关系对HAAs预测模型进行检验。同时,以色氨酸作为再生水中消毒副产物前体物质的典型代表,采用间隔加氯方式进行模拟消毒,研究色氨酸在消毒过程中HAAs的生成规律及毒性。通过研究,旨在为污水再生处理过程中消毒副产物的预测提供一定的技术支持和理论依据。主要结论如下:（1）以城市污水二级出水为对象开展混凝沉淀、过滤、消毒试验,研究结果表明,污水再生消毒过程生成的卤乙酸（HAAs）中以三氯乙酸（TCAA）为主,其它类型的HAAs浓度较低甚至低于检出限。通过各影响因素（温度、pH、DOC、加氯量和溴离子等）对HAAs生成量的相关性分析,发现在消毒过程中加氯量和温度是影响HAAs生成的关键因素,而pH、DOC和溴离子是影响HAAs生成的次要因素。（2）在综合考虑各影响因素相关关系的基础上,建立了适合再生水消毒过程的HAAs多元线性回归模型和多元非线性回归模型,模型分别为:L-TCAA CTCAA=-50.713+0.468T+7.320pH-0.175DOC+2.802Cl2-45.826Br-L-HAAsCHAAs=-61.088+1.011T+9.460pH+0.685DOC+4.734Cl2-80.515Br-NL-TCAA CTCAA=3.675·10-13·T1.064·pH10.581·DOC-0.514·Cl23.153Br--0.080NL-HAAs CHAAs=3.346·10-5·T0.788·pH3.188·DOC0.117·Cl21.942Br--0.760两种预测模型的拟合优度均较高,通过了显着性检验;内部验证的结果表明,HAAs的非线性回归模型的预测准确率较高,而TCAA的线性回归模型的预测准确率较高;从实测值和预测值的相关性分析可知,针对HAAs的预测而言,非线性回归模型要优于线性回归模型。（3）以色氨酸为消毒副产物前体物的典型代表进行卤乙酸生成势试验,研究结果表明,生成的HAAs中主要为TCAA,其它类型HAAs有生成但所占比例较少。在以间隔加氯的方式进行氯胺消毒试验时发现,间隔加氯时间为0min时（即氯和氨同时投加）,生成的Cl-HAAs的量最多;间隔加氯时间为5min时,生成的Cl-HAAs的量最少,而Br-HAAs的量最多;间隔时间为1min时,生成的Br-HAAs的量最少。说明以色氨酸为前体物质进行间隔加氯消毒时,可以有效的降低卤乙酸的成量,并且随着间隔时间的缩短生成HAAs的毒性随之降低。
宋倩云[6]（2017）在《饮用水源水DBPs形成的回归模型研究》文中认为太湖、钱塘江和金兰水库是长江三角洲地区三处重要的饮用水源地。金兰水库水质较好,但钱塘江和太湖由于受到生活污水、工农业废水、咸潮等因素的影响,水源水中存在较高浓度的有机物和溴离子。在饮用水消毒中,它们会与消毒剂反应形成具有致癌毒性、生殖毒性的消毒副产物（Disinfection by-products,DBPs）。虽然目前对这些水源地的DBPs形成情况有些许研究,但对DBPs形成的关键影响因子和模型预测方面却没有相关信息,基于此,本文以太湖、钱塘江和金兰水库的水源水为研究对象,研究不同消毒方式（氯消毒、氯胺消毒）、不同消毒条件（pH、时间、温度、溴离子、消毒剂量）下三卤甲烷（Trihalomethanes,THMs）、卤乙腈（Haloacetonitriles,HANs）和卤乙酸（Haloacetic acids,HAAs）的形成回归模型及其关键影响因素,结果如下:1)氯消毒下THMs的回归模型表现出较好的预测效果,准确率达86-97%。然而,HANs模型预测能力较弱,准确率只有75-83%。溶解有机碳（DOC）、在254 nm处的吸光度（UVA254）和溴离子是HANs形成中最重要的影响因子。然而对于THMs来说,除DOC、UVA254外,氯化反应时间也是一个关键因素。此外,本研究中三卤甲烷（T-THMs）模型与文献的模型对比发现,低SUVA水源水的回归模型DOC系数较小,但溴离子系数却较大。2)氯消毒下,HAAs的形成水平依次为太湖>钱塘江>金兰水库,且均以二卤乙酸（Dihaloacetic acid,DHAA）、三卤乙酸（Trihaloacetic acid,THAA）为主。二氯乙酸（Dichloroaceticacid,DCAA）、总二卤乙酸（∑DHAA）、HAA5（USEPA 规定的 5 种HAAs）、HAA9（9种HAA的简称）的回归模型具有良好的预测潜力,准确率达83.3%-94.4%,而三氯乙酸（Trichloroacetic acid,TCAA）、一溴二氯乙酸（Bromodichloroacetic acid,BDCAA）、∑THAA（总三卤乙酸）模型的预测准确率较低,只有47.2%-61.1%。根据偏相关系数分析,影响DCAA、∑DHAA、HAA5的关键的因子是DOC;影响TCAA、∑THAA、HAA9的关键的因子是投氯量;影响BDCAA形成的最关键因子是溴离子。3)氯胺消毒下,三氯甲烷（Trichloromethane,TCM）,二氯乙腈（Dichloroacetonitrile,DCAN）和二氯乙酸（Dichloroacetic acid,DCAA）,二卤乙酸（Dihaloacetic acids,DHAAs）,5种受U.S.EPA监管的HAAs（HAA5）和总的卤乙酸（HAA9）模型都有较好的预测能力（预测准确度达到了 81%-94%）,然而,对于总的卤乙腈（HAN4）,三氯乙酸（Trichloroaceticacid,TCAA）,三卤乙酸（Trihaloaceticacids,THAAs）和总的三卤甲烷（THM4）模型来说,则显示出相对较弱的预测准确度（53%-72%）。对于THMs来说,溶解有机氮（DON）使它们的关键有机前驱物,然而对于HANs,DHAAs和THAAs来说,UVA254起主导作用。其他影响DBPs形成的关键因子包括溴离子（THM4,DCAA,DHAAs 和 HAA9）,反应时间（DCAN,HAN4）和投氯胺量（TCM,HAA5,TCA 和THAAs）。除此之外,对于这些水源水来说控制DHAAs可能是减少DBPs形成量的关键。4)影响不同DBPs形成的关键因子千差万别,这会给水务工作者决策管理带来困扰。本研究利用文献中THMs、HAAs、HANs的基因毒性、细胞毒性数据,结合水源水消毒后该类DBPs的形成量,计算得每类DBPs的毒性潜力。结果发现基因毒性和细胞毒性的潜力（氯消毒/氯胺消毒）的大小次序均为HAN4（2.46*10-2/1.62*10-3）>HAA6（2.30*10-3/2.96*10-4）>THM4（7.99*10-5/1.03*10-5）。其中 DBAN 和 BAA 的毒性潜力高于其它各种DBPs。此外,分别比较三处水源地的基因毒性和细胞半毒性潜力发现,两种消毒方式下的其基因毒性和细胞毒性潜力大小顺序一致,太湖毒性潜力最高,钱塘江其次,而金兰水库的毒性潜力最低。
夏岩[7]（2017）在《城乡统筹区域供水管网中消毒副产物生成规律及影响因素研究》文中进行了进一步梳理近年来,城乡统筹区域供水正在兴起,但长距离复杂供水管道中DBPs的生成及分布规律研究鲜有报道。本文以盐城市城乡统筹区域供水工程为依托,以保障长距离输水水质安全性为目标,开展了长距离输水条件下管网中DBPs的生成及分布规律的研究工作。首先开展了水厂出厂水水质特征研究以及盐城地区供水管网关键节点DBPs浓度水平研究,并就其出厂水水质特征,探究了 8个关键因素对管网水中DBPs生成水平的影响;此外,本文模拟了实际长距离供水管网的运行情况,研究了管网中DBPs的生成变化规律。对于盐城地区出厂水水质监测分析,主要结论如下:2014～2017年间,城东水厂出厂水浊度、CODMn、温度、pH、余氯水平、菌落总数以及氨氮浓度水平基本符合《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）中的限值。由于地理及水源位置,其原水中溴化物含量较高且Mn含量超标严重,处理后虽可以达到生活饮用水卫生标准,但仍应作为盐城地区特征水质指标予以关注。2014～2017年间,出厂水总THMs浓度呈逐年下降趋势,其组成均以DBCM、TBM为主;2016年3月～2017年2月间,出厂水中HAAs浓度在4.05～10.27 μg/L范围内,以MBAA、TCAA及DBAA为主,总体呈现夏季高冬季低的特点。研究期内,THMFP在95.24～201.57 μg/L范围内变化,HAAFP则在43.03～286.24μg/L范围内变化,季节性变化明显。2016年,盐城地区供水管网中四个监测点的THMs总量较2014、2015年有明显的下降,这与水厂出水水质的改善以及管网的更新有关;三年间,对四个采样点的DCAA及TCAA含量进行了 6次监测,结果显示,其含量处于较低水平,DCAA浓度均低于0.01 mg/L,TCAA浓度均低于0.001 mg/L。考察了停留时间、加氯量、TOC、pH、温度、Mn2+和Br-、管材等因素对供水管网中DBPs生成的影响,主要结论如下:管网中THMs含量随停留时间的延长先增加后趋于稳定,其组成以DBCM、TBM为主;HAAs含量呈现先增加后降低的趋势,其组成以TCAA及DBAA为主。管网中DBPs含量随加氯量的增加而增加,且高氯代DBPs所占的比例也随之增加。TOC浓度的增加会引起管网水中DBPs的增加,各组分浓度也随之增加。提高pH值对管网中四种THMs的生成均有促进作用,碱性及酸性条件下HAAs的生成量均高于中性,主要表现在DCAA的生成差异上。温度的升高对DBPs的生成量具有促进作用,对BDCM、DBCM、DCAA及MJBAA生成的影响较为显着。Mn2+对THMs的生成具有一定的促进作用,而对HAAs的生成则无明显影响。Br-浓度的升高有利于管网水中DBPs的生成,其浓度的增加会提高DBPs的溴代程度。UPVC管中DBPs生成量最多,其次为镀锌钢管、球墨铸铁管,PE管最少,球墨铸铁管及UPVC管中有利于Br-THMs的生成、镀锌钢管则更加有利于TCM及TCAA的生成。长距离供水管网中余氯衰减遵循指数衰减关系,管网中THMs生成量随着HRT的延长先增加,后基本趋于稳定;HAAs的生成量随HRT的延长先增加后减少。THMs及HAAs的组成以DBCM、TBM、TCAA及DBAA等溴代、高卤代DBPs为主,这与当地水质有关。二次加氯在保证水质生物稳定性的同时会导致管网水中DBPs含量的进一步升高,且会提高氯代DBPs所占的比例。主干管高流速状态下管网中THMs的最大生成量低于低流速状态,但组成情况类似,均以DBCM和TBM为主,主要差别体现在TBM含量差异上;而主干管流速差异对管网中HAAs含量无明显影响,且主干管流速差异对HAAs的构成影响较小,均以TCAA及DBAA为主。
宋倩云,宁萍,孙洪杰,林红军,陈建荣,洪华嫦[8]（2017）在《长三角部分水源水氯化消毒后卤乙酸形成的多元回归模型研究》文中研究说明以长三角比较有代表性的3处水源（太湖、钱塘江、金兰水库）为实验对象,研究不同消毒条件下9种卤乙酸（haloacetic acids,HAAs）的形成及其影响因素,并通过建立多元回归模型来评估水源水氯化后HAAs的形成.结果表明:HAAs的形成水平依次为太湖>钱塘江>金兰水库,且均以二卤乙酸（dihaloacetic acid,DHAA）、三卤乙酸（trihaloacetic acid,THAA）为主.二氯乙酸（dichloroacetic acid,DCAA）、总二卤乙酸（ΣDHAA）、HAA5（USEPA规定的5种HAAs）、HAA9（9种HAA的简称）的回归模型具有良好的预测潜力,准确率达83.3%94.4%,而三氯乙酸（trichloroacetic acid,TCAA）、一溴二氯乙酸（bromodichloroacetic acid,BDCAA）、ΣTHAA（总三卤乙酸）模型的预测准确率较低,只有47.2%61.1%.根据偏相关系数分析,影响DCAA、ΣDHAA、HAA5的关键的因子是溶解性有机碳;影响TCAA、ΣTHAA、HAA9的关键的因子是投氯量;影响BDCAA形成的最关键因子是溴离子.
黄睿[9]（2016）在《环境因素对铜绿微囊藻产DBPFP能力的影响及作用机制》文中指出近年来,我国水体富营养化形势严峻,80%的湖泊、水库处于富营养化状况。许多作为水源地的水库、湖泊也因富营养化而导致藻类大规模繁殖,爆发水华。当这类含藻水在水厂中受到氧化和消毒处理时,藻细胞会大量死亡破裂,释放消毒副产物前体物,这些前体物在氯消毒过程中又与氯作用,生成各种具有“三致”性质消毒副产物。与天然有机物不同,藻类作为活体生物,对环境因素的变化具有一定的敏感性,环境因素发生改变势必会对其产生消毒副产物前体物的能力产生影响。这些影响会导致消毒过程中消毒副产物的生成量发生变化,从而对供水水质产生影响。研究消毒过程中不同类别藻类代谢产物与氯反应条件下消毒副产物的生成速率,探索环境条件对藻类生长以及含藻水中不同类别消毒副产物前体物浓度的影响对于正确认识以含藻水为原水时的消毒风险、优化消毒工艺、保障供水安全有着十分重要的意义。为了研究消毒副产物生成速率问题,本课题选用多数藻华爆发时的优势藻——铜绿微囊藻作为研究对象,研究了胞内和胞外亲水以及疏水性有机物与氯的反应特性。首先探讨了铜绿微囊藻的各种代谢产物与足量的氯（1600mg?L-1）反应的过程中生成三种典型消毒副产物CHCl3、DCAA和TCAA的动力学问题,发现三种消毒副产物均在反应1天后达到稳定,其最大生成量分别为7194.5μg?L-1、1983.8μg?L-1、185.1μg?L-1,且三种消毒副产物的生成反应均符合一级反应动力学模型,利用Origin软件拟合的结果R2大于0.90,拟合效果良好。根据拟合得出的反应速率常数k值的大小可知:在胞外亲水性物质生成CHCl3的速率较快（k=1.113）;DCAA的生成速率普遍较慢,胞内疏水部分k值仅0.158;TCAA的生成速率最快,胞内疏水部分k值高达1.383。同时还考察了铜绿微囊藻的典型代谢产物及分泌物蛋白质、多糖在氯化反应中的性质,发现两种有机物与足量氯的反应符合一级反应动力学模型,且蛋白质（k=3.225）反应速率要高于多糖（k=1.457）。为了揭示环境因素对铜绿微囊藻产DBPFP能力的影响,本研究以实验室培养铜绿微囊藻为研究对象,分别考察不同生长期、温度、p H值、光照以及氮、磷盐的浓度等条件下,铜绿微囊藻的密度和含藻水中消毒副产物前体物浓度的变化规律,研究结果表明:（1）处于对数生长期的铜绿微囊藻产DBPFP的能力最弱;而稳定期的铜绿微囊藻消毒副产物前体物主要集中于细胞内,单位藻细胞产DBPFP的能力较强;与前两者相比,处于衰亡期的铜绿微囊藻,单位藻细胞产DBPFP的能力最强。（2）20℃时铜绿微囊藻产DBPFP能力最强,25℃是铜绿微囊藻产DBPFP总量最多。（3）p H=7是铜绿微囊藻产DBPFP总量最多,但在p H=8时。（4）在光照强度在3300lx6600lx的范围内,铜绿微囊藻产DBPFP能力变化不大,但总量照强度的增强而下降。（5）氮盐浓度对DBPFP的产量影响不大,磷盐浓度过高或过低都会抑制铜绿微囊藻产DBPFP的能力。不同条件下,铜绿微囊藻产DBPFP总量以及单位藻细胞产DBPFP的能力都会有所变化,一般来说在越适宜铜绿微囊藻生长的环境下,铜绿微囊藻的生长速率越快产DBPFP总量越多,但单位藻细胞产DBPFP的能力下降。
陈飒,李志梅,赵丹清,区明晖,欧桂秋[10]（2015）在《溴化物对三种消毒饮用水产生副产物的影响》文中研究指明本文以中山市受咸潮影响、高溴化物含量的微污染水为研究对象,考察了三种不同消毒剂（氯、二氧化氯、臭氧）对水消毒后产生的消毒副产物的影响。研究结果表明,咸潮期原水中溴化物含量的增高,导致氯消毒副产物显着增加,甚至三卤甲烷超标,主要增加了溴代有机物的含量。复合二氧化氯消毒水时,氯消毒副产物下降,而二氧化氯消毒副产物不随原水中溴化物含量而变化。臭氧消毒的副产物中溴酸盐受溴化物正影响,甲醛变化不大。本文建议,对于咸潮水源的水厂,应科学选择和使用消毒剂,保证饮用水安全。
二、用三卤甲烷预测相应的三卤乙酸（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、用三卤甲烷预测相应的三卤乙酸（论文提纲范文）
（1）BAF对一种新兴污染物-咖啡因的去除效能与机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 文献综述 |
| 1 我国水资源现状 |
| 2 新兴污染物——咖啡因 |
| 2.1 咖啡因的基本性质及危害 |
| 2.2 咖啡因在水环境中的分布情况 |
| 3 饮用水常规处理工艺的局限性 |
| 4 水中咖啡因的主要去除技术 |
| 4.1 膜分离技术 |
| 4.2 高级氧化技术 |
| 4.3 吸附 |
| 5 生物活性滤池在饮用水深度处理中的应用 |
| 1 引言 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 研究内容 |
| 1.3 技术路线 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验仪器 |
| 2.1.2 试验药品 |
| 2.2 试验装置及运行方式 |
| 2.3 检测与分析方法 |
| 2.3.1 水质指标检测 |
| 2.3.2 微生物量—ATP检测 |
| 2.3.3 咖啡因的检测 |
| 2.3.4 差异显着性分析 |
| 2.3.5 相关性分析 |
| 2.3.6 微生物基因检测方法 |
| 2.4 试验方案 |
| 2.4.1 试验设备及参数 |
| 2.4.2 试验原水 |
| 2.5 BAF的启动 |
| 2.6 BAF对咖啡因的去除效果的影响因素研究 |
| 2.7 BAF内生物膜对咖啡因的降解动力学试验 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 BAF启动阶段DOC、咖啡因去除效果及生物量动态变化 |
| 3.1.1 生物量指标—ATP的动态变化 |
| 3.1.2 DOC去除效果动态变化 |
| 3.1.3 咖啡因的去除效果的动态变化 |
| 3.2 BAF对咖啡因去除效果的影响因素的研究 |
| 3.2.1 EBCT对咖啡因去除效果的影响 |
| 3.2.2 空床滤速对咖啡因去除效果的影响 |
| 3.3 不同工况下咖啡因与DOC去除效果相关性分析 |
| 3.4 BAF咖啡因和DOC的沿程变化 |
| 3.5 生物膜对降解咖啡因动力学研究 |
| 3.6 BAF微生物群落结构特性分析研究 |
| 3.6.1 物种多样性分析 |
| 3.6.2 微生物群落结构 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（2）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 |
（3）含氯消毒副产物的种类、危害与地表水污染现状（论文提纲范文）
| 1 CDBPs的种类和危害 |
| 1.1 国内外水质标准中的DBPs |
| 1.2 CDBPs的种类 |
| 1.3 CDBPs的危害 |
| 1.3.1 卤甲烷 |
| 1.3.2 卤乙酸 |
| 1.3.3 无机卤氧酸盐 |
| 1.3.4 卤代乙腈和卤化氰 |
| 1.3.5 卤化硝基甲烷 |
| 1.3.6 卤代乙醛 |
| 1.3.7 其他CDBPs |
| 2 CDBPs的地表水污染现状 |
| 3 结论与展望 |
（4）水中典型消毒副产物在循环反渗透中去除效果和归趋研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题的研究背景 |
| 1.2 消毒副产物去除的研究现状 |
| 1.3 反渗透在水处理中的应用 |
| 1.4 课题研究的目的及研究内容 |
| 1.4.1 课题来源及研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验药品 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.1.3 试验装置 |
| 2.2 检测方法 |
| 2.2.1 卤代甲烷和卤代乙醛的检测方法 |
| 2.2.2 卤代乙酸的检测方法 |
| 2.2.3 氯离子的检测方法 |
| 2.3 实时去除率和总去除率的计算 |
| 第3章 典型消毒副产物的去除效果 |
| 3.1 膜性能和水环境变化 |
| 3.2 典型消毒副产物的实时去除效果 |
| 3.2.1 卤代甲烷的实时去除效果 |
| 3.2.2 卤代乙醛的实时去除效果 |
| 3.2.3 卤代乙酸的实时去除效果 |
| 3.3 典型消毒副产物的总去除效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 典型消毒副产物去除效果影响因素 |
| 4.1 卤代甲烷去除效果的影响因素 |
| 4.1.1 离子强度对卤代甲烷的影响 |
| 4.1.2 水质对卤代甲烷的影响 |
| 4.2 卤代乙醛去除效果的影响因素 |
| 4.2.1 离子强度对卤代乙醛的影响 |
| 4.2.2 水质对卤代乙醛的影响 |
| 4.3 卤代乙酸去除效果的影响因素 |
| 4.3.1 离子强度对卤代乙酸的影响 |
| 4.3.2 水质对卤代乙酸的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 反渗透去除典型消毒副产物的机理 |
| 5.1 定量构效关系模型的构建与分析 |
| 5.1.1 非离子态消毒副产物的QSAR模型 |
| 5.1.2 离子态消毒副产物的QSAR模型 |
| 5.2 典型消毒副产物的损失与归趋 |
| 5.2.1 非离子态消毒副产物的损失与归趋 |
| 5.2.2 离子态消毒副产物的损失与归趋 |
| 5.3 反渗透膜的卤素定性分析 |
| 5.4 反渗透膜去除典型消毒副产物的机理 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（5）污水再生消毒过程中卤乙酸生成规律及预测模型的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 水资源现状 |
| 1.1.1 国内水资源利用现状 |
| 1.1.2 国外水资源利用现状 |
| 1.2 再生水消毒方法 |
| 1.2.1 再生水消毒方式 |
| 1.2.2 加氯消毒 |
| 1.3 再生水中消毒副产物研究现状 |
| 1.3.1 消毒副产物的产生 |
| 1.3.2 消毒副产物的分类 |
| 1.3.3 再生水中消毒副产物前体物的种类 |
| 1.3.4 不同前体物质生成DBPs的规律 |
| 1.4 再生水中消毒副产物研究进展 |
| 1.5 课题来源及意义 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 2 研究内容及方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.2 技术路线 |
| 2.3 试验装置及方法 |
| 2.3.1 试验装置及运行参数 |
| 2.3.2 试验用水及反应器的运行 |
| 2.4 试验方法 |
| 2.4.1 常规水质指标及测定方法 |
| 2.4.2 试验试剂及样品预处理 |
| 2.5 卤乙酸预测模型的建立方法 |
| 2.5.1 多元线性回归数学模型 |
| 2.5.2 多元非线性回归数学模型 |
| 2.6 色氨酸消毒模型试验 |
| 2.6.1 色氨酸的卤乙酸生成势试验 |
| 2.6.2 色氨酸消毒试验 |
| 3 再生水消毒过程中HAAs生成的影响因素研究 |
| 3.1 再生水消毒试验 |
| 3.2 HAAs生成的影响因素分析 |
| 3.2.1 温度对HAAs生成的影响 |
| 3.2.2 pH对HAAs生成的影响 |
| 3.2.3 加氯量对HAAs生成的影响 |
| 3.2.4 DOC对HAAs生成的影响 |
| 3.2.5 Br~-对HAAs生成的影响 |
| 3.3 小结 |
| 4 HAAs模型的建立及检验 |
| 4.1 HAAs模型的建立 |
| 4.1.1 线性回归模型的建立 |
| 4.1.2 非线性回归模型的建立 |
| 4.2 HAAs模型结果分析 |
| 4.2.1 多元线性回归模型结果分析 |
| 4.2.2 多元非线性回归模型结果分析 |
| 4.3 模型检验 |
| 4.3.1 相关性分析 |
| 4.3.2 内部检验分析 |
| 4.4 小结 |
| 5 色氨酸生成HAAs的结果分析 |
| 5.1 色氨酸的卤乙酸生成势结果分析 |
| 5.2 间隔加氯条件下生成HAAs的结果分析 |
| 5.3 间隔加氯条件下生成HAAs的生物毒性分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 硕士研究生学习阶段发表论文 |
（6）饮用水源水DBPs形成的回归模型研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 研究现状 |
| 1.2 消毒方式 |
| 1.2.1 氯消毒 |
| 1.2.2 氯胺消毒 |
| 1.3 DBPs的概述 |
| 1.3.1 DBPs的种类 |
| 1.3.2 DBPs的危害 |
| 1.3.3 DBPs的影响因素 |
| 1.3.4 DBPs的限值 |
| 1.3.5 DBPs的控制途径 |
| 1.4 DBPs模型 |
| 1.4.1 多元回归模型 |
| 1.4.2 神经网络模型 |
| 1.4.3 动力学模型 |
| 1.5 太湖、钱塘江和金兰水库概况 |
| 1.6 研究的意义 |
| 1.7 研究框架 |
| 第2章 水源水氯化后THMs和HANs的形成及回归模型研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 野外采样和水质分析 |
| 2.2.2 数据库描述 |
| 2.2.3 回归模型的建立 |
| 2.3 结果和讨论 |
| 2.3.1 THMs和HANs的模型 |
| 2.3.2 T-THMs模型的对比 |
| 2.3.3 THMs和HANs的毒性潜力比较 |
| 2.4 结论 |
| 第3章 水源水氯化消毒后卤乙酸的形成及回归模型研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 水样 |
| 3.2.2 氯化消毒 |
| 3.2.3 HAAs检测 |
| 3.2.4 回归模型的建立及评价 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 HAAs形成的基本情况 |
| 3.3.2 回归模型中HAAs与各水质、消毒因子之间的关系 |
| 3.3.3 模型评价 |
| 3.3.4 部分HAAs的毒性潜力 |
| 3.4 结论 |
| 第4章 水源水氯胺化后THMs、HANs和HAAs的形成及回归模型研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 野外采样和水质 |
| 4.2.2 数据库描述 |
| 4.2.3 建立回归模型 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 氯胺化DBPs形成概况 |
| 4.3.2 影响DBPs形成的无机因子 |
| 4.3.3 氯胺化DBPs形成过程中潜在的有机前驱物 |
| 4.3.4 影响DBPs形成的关键因子 |
| 4.3.5 模型的评价 |
| 4.3.6 THMs、HANs和HAAs的毒性比较 |
| 4.4 结论 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（7）城乡统筹区域供水管网中消毒副产物生成规律及影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略表(中英文对照) |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 国家饮用水质标准及城乡供水现状 |
| 1.2.2 消毒副产物的研究进展 |
| 1.3 课题来源 |
| 1.4 课题研究内容及意义 |
| 1.4.1 课题研究内容 |
| 1.4.2 课题研究意义 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 第二章 试验装置及试验方法 |
| 2.1 试验装置的构建 |
| 2.1.1 试验装置具体参数 |
| 2.1.2 试验装置的操作 |
| 2.2 试验方案 |
| 2.2.1 出厂水水质特征及实际管网中DBPs水平研究方案 |
| 2.2.2 供水管网中DBPs生成影响因素研究方案 |
| 2.2.3 长距离供水管网中DBPs分布变化研究方案 |
| 2.3 各指标测定方法及主要仪器 |
| 2.3.1 水样采集与保存方法 |
| 2.3.2 各指标测定方法 |
| 2.3.3 主要仪器与主要药剂 |
| 第三章 出厂水水质特征及实际管网中DBPs水平研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 盐城地区供水概况 |
| 3.3 出厂水水质特征研究 |
| 3.3.1 出厂水常规理化指标分析 |
| (1) 浊度 |
| (2) COD_(Mn) |
| (3) 温度及pH |
| (4) 余氯及菌落总数 |
| (5) 氨氮 |
| (6) 锰 |
| (7) 溴化物 |
| 3.3.2 出厂水DBPs水平分析 |
| (1) 出厂水THMs浓度水平 |
| (2) 出厂水HAAs浓度水平 |
| 3.3.3 出厂水消毒副产物前体物水平分析 |
| (1) 出厂水THMs最大生成势 |
| (2) 出厂水HAAs最大生成势 |
| 3.4 实际供水管网中DBPs水平研究 |
| 3.4.1 各管网检测点实际情况 |
| 3.4.2 实际管网中THMs浓度水平 |
| 3.4.3 实际管网中DCAA/TCAA浓度水平 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 供水管网中DBPs生成影响因素研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 供水管网中DBPs生成影响因素研究 |
| 4.2.1 停留时间对DBPs生成量及其组成的影响 |
| 4.2.2 投氯量对DBPs生成量及其组成的影响 |
| 4.2.3 TOC对DBPs生成量及其组成的影响 |
| 4.2.4 pH对DBPs生成量及其组成的影响 |
| 4.2.5 温度对DBPs生成量及其组成的影响 |
| 4.2.6 锰对DBPs生成量及其组成的影响 |
| 4.2.7 溴离子对DBPs生成量及其组成的影响 |
| 4.2.8 管材对DBPs生成量及其组成的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 模拟供水管网中DBPs分布变化研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 长水龄条件下管网中DBPs生成与变化规律研究 |
| 5.2.1 长水龄条件下管网中常规水质指标变化分析 |
| 5.2.2 长水龄条件下管网中THMs生成及变化规律 |
| 5.2.3 长水龄条件下管网中HAAs生成及变化规律 |
| 5.3 基于二次加氯条件下管网中DBPs生成与分布规律研究 |
| 5.3.1 基于二次加氯条件下管网中常规水质指标变化分析 |
| 5.3.2 基于二次加氯条件下管网中THMs生成及分布规律 |
| 5.3.3 基于二次加氯条件下管网中HAAs生成及分布规律 |
| 5.4 主干管流速差异条件下DBPs生成与分布规律研究 |
| 5.4.1 主干管流速差异条件下常规水质指标变化分析 |
| 5.4.2 主干管流速差异条件下THMs生成及分布规律 |
| 5.4.3 主干管流速差异条件下HAAs生成及分布规律 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（8）长三角部分水源水氯化消毒后卤乙酸形成的多元回归模型研究（论文提纲范文）
| 1 引言 (Introduction) |
| 2 材料与方法 (Materials and methods) |
| 2.1 水样 |
| 2.2 氯化消毒 |
| 2.3 HAAs分析 |
| 2.4 回归模型的建立及评价 |
| 3 结果与讨论 (Results and discussion) |
| 3.1 HAAs形成的基本情况 |
| 3.2 回归模型中HAAs与各水质、消毒因子之间的关系 |
| 3.3 模型评价 |
| 4 结论 (Conclusions) |
（9）环境因素对铜绿微囊藻产DBPFP能力的影响及作用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水体富营养化及蓝藻水华 |
| 1.1.2 常见的除藻工艺 |
| 1.1.3 含藻水的消毒与消毒副产物 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 环境因素对藻类生长状况的影响 |
| 1.2.2 铜绿微囊藻与消毒副产物前体物 |
| 1.2.3 现有研究中存在的问题 |
| 1.3 课题的研究意义及研究内容 |
| 1.3.1 课题的研究意义 |
| 1.3.2 课题的研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料、仪器和装置 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.2 铜绿微囊藻培养与计数方法 |
| 2.2.1 灭菌方法 |
| 2.2.2 培养方法 |
| 2.3 藻细胞胞外物与胞内物的分离方法 |
| 2.4 亲水性有机物与疏水性有机物的分离方法 |
| 2.4.1 新树脂的预处理方法 |
| 2.4.2 亲、疏水性物质的分离方法 |
| 2.5 分析检测方法 |
| 2.5.1 三维荧光光谱扫描 |
| 2.5.2 蛋白质 |
| 2.5.3 多糖 |
| 2.5.4 UV_(254) |
| 2.5.5 藻密度 |
| 2.5.6 三卤甲烷及卤乙酸 |
| 2.6 实验设计 |
| 2.6.1 铜绿微囊藻产消毒副产物前体物动力学实验 |
| 2.6.2 环境因子对铜绿微囊藻产消毒副产物前体物的影响实验 |
| 2.6.3 平行试验及作图分析 |
| 第3章 氯化过程中DBPS与藻类分泌物的动力学分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 铜绿微囊藻产消毒副产物动力学分析 |
| 3.2.1 消毒副产物生成量随时间变化规律 |
| 3.2.2 消毒副产物生成动力学 |
| 3.3 铜绿微囊藻细胞分泌物与氯反应随时间变化的动力学分析 |
| 3.3.1 TOC在氯化过程中的变化规律 |
| 3.3.2 蛋白质在氯化过程中的变化规律 |
| 3.3.3 多糖在氯化过程中的变化规律 |
| 3.3.4 细胞分泌物与消毒副产物产量的相关性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 不同条件下铜绿微囊藻DBPFP产量分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 铜绿微囊藻细胞内、外有机物三维荧光分析 |
| 4.3 不同生长阶段铜绿微囊藻产DBPFPS总量的变化规律 |
| 4.3.1 不同生长阶段的TOC、UV_(254)变化规律 |
| 4.3.2 不同生长期的蛋白质、多糖变化规律 |
| 4.3.3 不同生长期消毒副产物前体物的变化规律 |
| 4.4 温度对铜绿微囊藻产DBPFPS总量的影响 |
| 4.4.1 温度对TOC、UV_(254)的影响 |
| 4.4.2 温度对蛋白质、多糖的影响 |
| 4.4.3 温度对消毒副产物前体物的影响 |
| 4.5 PH对铜绿微囊藻产DBPFPS总量的影响 |
| 4.5.1 p H对TOC、UV_(254)的影响 |
| 4.5.2 p H对蛋白质、多糖的影响 |
| 4.5.3 p H对消毒副产物前体物的影响 |
| 4.6 光照强度对铜绿微囊藻产DBPFPS总量的影响 |
| 4.6.1 光照强度对TOC、UV_(254)的影响 |
| 4.6.2 光照强度对蛋白质、多糖的影响 |
| 4.6.3 光照强度对消毒副产物前体物的影响 |
| 4.7 氮、磷浓度对铜绿微囊藻产DBPFPS总量的影响 |
| 4.7.1 氮、磷浓度对TOC、UV_(254)的影响 |
| 4.7.2 氮、磷浓度对蛋白质、多糖的影响 |
| 4.7.3 氮、磷浓度对消毒副产物前体物的影响 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 单位藻细胞产DBPFP的能力分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 不同生长期单位藻细胞产DBPFP能力的变化规律 |
| 5.3 温度对单位藻细胞产DBPFP能力的影响 |
| 5.4 PH对单位藻细胞产DBPFP能力的影响 |
| 5.5 光照对单位藻细胞产DBPFP能力的影响 |
| 5.6 氮、磷对单位藻细胞产DBPFP能力的影响 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（10）溴化物对三种消毒饮用水产生副产物的影响（论文提纲范文）
| 引言 |
| 1. 试验部分 |
| 1.1 中山南部片区取水口水质情况 |
| 1.2 水厂及实验室采用消毒设备情况 |
| 1.3 溴化物及消毒副产物的采样和检测 |
| 1.3.1 溴化物的采样和检测 |
| 1.3.2 氯和二氧化氯消毒副产物的采样和检测 |
| 1.3.3 实验室模拟臭氧消毒副产物的检测 |
| 2. 结果与讨论 |
| 2.1 溴化物的检测 |
| 2.2 溴化物与氯消毒副产物的关系 |
| 2.3 溴化物与二氧化氯消毒副产物的关系 |
| 2.4 溴化物与臭氧消毒副产物的关系 |
| 3. 结论 |
四、用三卤甲烷预测相应的三卤乙酸（论文参考文献）
- [1]BAF对一种新兴污染物-咖啡因的去除效能与机理研究[D]. 孔美军. 安徽农业大学, 2020(06)
- [2]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)
- [3]含氯消毒副产物的种类、危害与地表水污染现状[J]. 朱红霞,薛荔栋,刘进斌,陈烨,金小伟,袁懋. 环境科学研究, 2020(07)
- [4]水中典型消毒副产物在循环反渗透中去除效果和归趋研究[D]. 张驰. 哈尔滨工业大学, 2019
- [5]污水再生消毒过程中卤乙酸生成规律及预测模型的研究[D]. 白洋. 西安建筑科技大学, 2018(06)
- [6]饮用水源水DBPs形成的回归模型研究[D]. 宋倩云. 浙江师范大学, 2017(07)
- [7]城乡统筹区域供水管网中消毒副产物生成规律及影响因素研究[D]. 夏岩. 东南大学, 2017(04)
- [8]长三角部分水源水氯化消毒后卤乙酸形成的多元回归模型研究[J]. 宋倩云,宁萍,孙洪杰,林红军,陈建荣,洪华嫦. 环境科学学报, 2017(06)
- [9]环境因素对铜绿微囊藻产DBPFP能力的影响及作用机制[D]. 黄睿. 哈尔滨工业大学, 2016(02)
- [10]溴化物对三种消毒饮用水产生副产物的影响[J]. 陈飒,李志梅,赵丹清,区明晖,欧桂秋. 城镇供水, 2015(02)