一、黄河水中邻苯二甲酸二乙酯的去除行为研究（论文文献综述）
谢婧[1]（2021）在《辣椒及其种植环境中邻苯二甲酸酯类检测新方法研究》文中研究表明塑化剂邻苯二甲酸酯类化合物（PAEs）是典型的环境激素,可引起内分泌混乱,增加肥胖、二型糖尿病、心血管疾病,等疾病的患病率。现代农业大量使用塑料地膜、塑料大棚,PAEs是塑料地膜和塑料大棚的原料和主要添加剂;PAEs易从塑料中渗出,污染大气、土壤、水,并迁移、富集到植物性食品中,存在一定食品安全风险。土壤、蔬菜中PAEs检测存在干扰物质多的难点,水中PAEs检测存在浓度非常低的难点。本论文针对这些难点,以辣椒及其种植土壤、水为主要研究对象,建立测定辣椒及其种植土壤、水源中7种PAEs的方法,主要研究内容及结果:（1）采用对目标化合物有极强吸附特性的高纯单壁碳纳米管为前处理吸附材料,自制玻璃固相萃取小柱,结合GC-MS,建立了一种新的快速、准确测定土壤中7种PAEs含量的分析方法。吸附剂用量为0.2g,正己烷是最佳洗脱剂;7种PAEs在0.05～1.00μg/mL浓度范围内,相关系数r均大于0.9992,定量限0.01～0.03mg/kg,加标回收率为90.4%～111.7%,RSD为4.5%～11.2%。制备的高纯单壁碳纳米管玻璃固相萃取小柱经3mL甲苯洗涤后,可重复使用,降低了分析成本。（2）通过共沉淀法合成了一种Fe3O4磁性纳米粒子和多壁碳纳米管组装成磁性多壁碳纳米管（MNP-MWCNTs）,用于富集农田灌溉水中PAEs,并结合GC-MS,建立了农田灌溉水中7种PAEs分析方法。结果表明,MNP-MWCNTs能加快样品的萃取和相分离速度,省去样品过柱净化的操作步骤,节省样品处理时间和实验成本。MNP-MWCNTs用量为20mg,洗脱液为1mL甲苯-丙酮溶液（1+3,v/v）,振荡解吸附时间4min;邻苯二甲酸二甲酯（DMP）、邻苯二甲酸二乙酯（DEP）、邻苯二甲酸二异丁酯（DIBP）、邻苯二甲酸二正丁酯（DBP）、邻苯二甲酸二己酯（BBP）定量限为0.01mg/L,邻苯二甲酸二（2-乙基）己酯（DEHP）、邻苯二甲酸二正辛酯（DNOP）为0.10 mg/L;加标回收率为81.6%～102.7%,RSD为2.5%～8.2%。（3）采用高纯单壁碳纳米管作为分散固相萃取材料,结合GC-MS,建立了一种新的快速、准确测定辣椒中7种PAEs含量的分析方法。纯单壁碳纳米管最佳用量80 mg,最佳的吸附净化时间为6 min;7种PAEs在线性浓度范围0.1～5.0 μg/mL内相关系数均高于 0.9992,DMP、DEP、DIBP、DBP、DEHP 定量限为 0.015mg/kg,BBP、DNOP为0.250mg/kg;加标回收率为82.0%-104.5%,RSD为4.2%-10.4%。（4）从两个基地的土壤、水、辣椒样品中均检测到BBP、DNOP、DEHP,等3种塑化剂。本论文方法准确、快速,可满足土壤、农田灌溉水、辣椒中7种PAEs的检测需要。
王龙,徐雄,朱丹,李雄勇,张广鑫,陈刚,刘权震,林利华,王东红[2]（2021）在《城市再生水厂出水中典型有机污染物的赋存情况及其生态风险评价》文中认为由于再生水中含有微量或者痕量的有机污染物,因此再生水利用过程中潜在的生态和健康风险一直受到社会的广泛关注.为探明再生水中多环芳烃（PAHs）、邻苯二甲酸酯（PAEs）和农药等典型有机污染物的赋存情况以及其在再生水厂提标改造前后的去除情况,本文于2019年对北京市5座再生水厂出水进行了连续6个月的监测,并对检出的PAHs、PAEs和农药进行了生态风险评价.结果显示:5座再生水厂出水中检出率为100%的污染物为PAHs中萘（NaP）、芴（Flu）、菲（Phe）、蒽（Ant）、荧蒽（Flua）、芘（Pyr）、苯并[a]蒽（BaA）、■（Chr）、苯并[a]芘（BaP）,PAEs中邻苯二甲酸二甲酯（DMP）、邻苯二甲酸二乙酯（DEP）、邻苯二甲酸二异丁酯（DIBP）、邻苯二甲酸二正丁酯（DNBP）、邻苯二甲酸二乙基己酯（DEHP）和农药中敌敌畏、阿特拉津.在各类污染物的组分分布上,总PAHs含量中以2、3环的PAHs为主,主要包括Phe、NaP、Flu、Ant和Ace,共占PAHs总量的55%以上;PAEs中以DEHP、DMP、DIBP和DNBP为主,共占总PAEs含量的80%以上;农药中以敌敌畏和阿特拉津为主.5座再生水厂出水中总PAHs的月平均浓度为53.6～65.9 ng·L-1;总PAEs的月平均浓度为4881.3～7050.2 ng·L-1;总农药的月平均浓度为77.7～97.2 ng·L-1.与污水处理厂改造前相比,出水中PAHs和PAEs的总浓度明显下降,其中PAHs总浓度下降约一个数量级;农药中有机氯农药在改造前文献报道有检出,而改造后我们的样品中均为未检出;通过对检出目标化合物的生态风险评价,所有PAHs, PAEs中DMP、DEHP、DEP,农药中阿特拉津和百菌清在各水厂出水中均为低风险污染物,但是PAEs中DIBP和DNBP在各水厂出水中均为中、高风险污染物;农药敌敌畏和毒死蜱在个别月份样品中表现出了中风险.
冯子康[3]（2020）在《污水处理厂邻苯二甲酸酯的分布、去除效果及其风险评价》文中认为邻苯二甲酸酯类物质（PAEs）是干扰内分泌的化学品,其中六种被列入美国环境保护局（EPA）、欧盟的优先污染物清单,也已被列入中国水域的优先污染物清单,并且针对水中PAEs的浓度进行了限制。为了探究城市污水处理厂主要处理水单元的PAEs种类及其分布特征规律,获取去除PAEs效果基础数据,给去除污水中PAEs技术应用提供新的科学依据,本文建立了环境样品中PAEs的前处理及气相色谱质谱联用测试分析方法,选择保定市三座污水处理厂,采集污水处理厂各工艺段出水样和污泥样品,对污水处理厂中的PAEs的种类及其分布特征展开研究,同时,通过系列检测获取污水处理厂去除PAEs效果的第一手数据。在此基础上,还对污水处理厂出水进行了生态风险评价。研究结果如下:（1）建立了污水和污泥样品中PAEs的分析检测方法。通过探究不同固相萃取柱和洗脱剂对污水样品中PAEs的回收率的影响,探索萃取溶剂和吸附剂种类及用量对污泥样品中PAEs回收率的影响;建立了PAEs的检测方法该方法中16种PAEs的相关性良好,相关系数R2均大于0.995,相关系数和最低检出限均符合微量分析的要求。（2）对三座污水处理厂进水中PAEs的总浓度进行了测试。从测试结果可知,PAEs的总浓度范围为9.69～14.19μg/L,各污水厂进水中含量最高的是邻苯二甲酸二异丁酯（DBP）,其浓度范围为5.71～8.96μg/L。三座污水厂最终出水符合我国城镇污水处理厂污染物排放标准。（3）三座污水厂污泥中PAEs的浓度范围为16.45～62.95μg/g。三座污水处理厂按照污泥中PAEs总量从高到低依次为W1污水处理厂,W3污水处理厂,W2污水处理厂。从三座污水厂污泥中检测出来的各PAEs中,邻苯二甲酸二（2-乙基）已酯（DEHP）含量最高,其浓度为12.75～49.89μg/g占的77%～79.3%。其次为DBP,其浓度为1.69～6.98μg/g占的10%～11.4%。DEP含量最低,其浓度为0.07～0.14μg/g。总体来说,W1污水处理厂和W3污水处理厂污泥中PAEs含量较高,W2污水处理厂污泥中PAEs含量较低。（4）W1污水处理厂总去除率为71%;W2污水处理厂PAEs总去除率为75%;W3污水处理厂总去除率为66%。三座污水厂总去除率为66%～75%。三座污水处理厂的处理效果差异不大,其中W2污水处理厂总体PAEs去除效果最好。对比三座污水处理厂二级处理工艺对PAEs的去除效果发现,三座污水处理厂对去除率范围为49%～66%。三座污水处理厂二级处理对DMP和DEP去除效果最好。（5）三座污水处理厂出水的生态风险排序为:W3>W2>W1。三座污水处理厂出水风险熵范围为1.14×10-7～0.118,从中可以看出三座污水处理厂出水中,风险熵最高的PAEs化合物为DEHP,其次是DBP。其中DEHP对W3污水处理厂造成中等生态风险。其他PAEs化合物对造成的生态环境风险处于低水平。污水中单个邻苯二甲酸酯的生态风险依次为:DEHP>DBP>邻苯二甲酸二丁酯（DIBP）>其他PAEs。结论:当污水样品p H为7,使用4m L乙酸乙酯:二氯甲烷=1:1的混合溶液时,PAEs回收率较好。污泥样品使用乙腈为提取溶剂,PSA和C18为吸附剂时,对污泥样品处理效果较好。三座污水处理厂出水中均已DBP为主,污泥以DEHP为主。三座污水处理厂对PAEs的去除均是以二级处理为主,出水中对水生生物造成生态风险的风险熵最高的是DEHP。所以应增加污水处理厂二级处理工艺DEHP的去除研究,以降低污水处理厂出水中PAEs对环境的影响。
乔笑笑[4]（2020）在《基于十二胺与仲辛醇的多元混溶药剂浮选性能及机理研究》文中认为我国铁矿资源储量丰富,但矿物组成复杂且嵌布粒度细,磁选精矿往往需要利用反浮选进一步脱硅后,才能满足冶金的需要。目前利用反浮选工艺“提铁降硅”已成为选矿厂的必备环节,其技术关键主要是反浮选药剂的开发与应用。铁矿反浮选常采用的阳离子捕收剂十二胺,因其在水中的溶解性差、凝固点高,常将其配制成十二胺盐酸盐或十二胺醋酸盐使用,盐酸和醋酸存储困难、药剂配制过程不便、产生的泡沫发粘且长时间难以破裂,造成水和药剂消耗量大、矿浆pH不稳定等问题,从而限制了十二胺的应用。为了在不影响浮选效果的前提下,简化药剂配制,省去十二胺的酸化环节,改善泡沫性质,实现铁矿常温浮选,节省药剂成本,论文根据复配增效的技术理念,以铁矿反浮选常用的难溶阳离子捕收剂十二胺和起泡剂仲辛醇为主,煤油、表面活性剂等其中一种或多种药剂为辅,按一定比例配制成互溶为一体的二元或多元混溶药剂。本文以纯石英和实际磁铁矿为分选对象,采用矿物浮选试验考察了混溶药剂的浮选性能,并通过激光粒度分析、Zeta电位、凝固点、表面张力、接触角和红外光谱测定及分子动力学计算等方法,测定混溶药剂的基本性质,并探索混溶药剂与矿物的作用机理。论文的主要研究工作和结论如下:以十二胺和仲辛醇为主药剂配制了混溶药剂,并系统地测定了混溶药剂的基本物性,包括凝固点及其在水溶液中的分散性、荷电性质、表面张力和泡沫性质。结果表明:仲辛醇在作为十二胺溶剂的同时,也改善了药剂的性质。较煤油而言,仲辛醇在降低凝固点、提高分散性、改善泡沫性质及降低溶液表面张力上均表现出明显的优势。在测试范围内,十二胺-仲辛醇、十二胺-仲辛醇-煤油和十二胺微乳的凝固点可分别降至-15.67℃,-4.7℃和-12.5℃;在十二胺-仲辛醇基础上配制成的十二胺-仲辛醇-煤油和十二胺微乳在水溶液中的分散性进一步改善;十二胺盐酸盐产生的泡沫多且消泡困难,仲辛醇的引入可改善混溶药剂的起泡性能,泡沫变得更脆,易消泡,煤油的引入可影响药剂的起泡性能,加快消泡速度;混溶药剂在pH<10的水溶液中基本荷正电;混溶药剂降低溶液表面张力的能力:十二胺-仲辛醇（2:1）>十二胺微乳D>十二胺-仲辛醇-煤油（2:1:1）,其中十二胺微乳D的表面活性最大,十二胺-仲辛醇（2:1）的临界胶束浓度约为3.6×10–3 mol/L,此时溶液的表面张力值为23 mN/m。通过分子动力学模拟计算了溶解自由能和混合能,考察了药剂的溶解性和相容性。结果表明:十二胺在水溶液中的溶解性极差,在仲辛醇和十二烷中有较好的溶解,揭示了十二胺-仲辛醇、十二胺-十二烷可成功配制的原因,十二胺-仲辛醇在水中的溶解性优于十二胺-十二烷,与药剂在水中分散性规律一致;通过计算药剂分子的混合能,发现十二胺-十二烷药剂的混合过程可自发进行,而十二胺-仲辛醇则需要借助一定的能量才能混溶,比如加热或搅拌。通过分子模拟,考察了不同质量比下的十二胺和仲辛醇在气/液界面吸附形貌和协同作用,探究混溶药剂对溶液性质的影响。结果表明:在气/液界面,十二胺和仲辛醇分子间的结合力主要有两种,极性基团之间的相互作用（以氢键为主）和碳链间的疏水相互作用,且在十二胺与仲辛醇的质量比为2:1时,二者在气/液界面表现出较明显的协同作用,在气/液界面形成致密性和紧密度较大且厚的疏水层,模拟结果与药剂表面张力测试结果相一致。以十二胺-仲辛醇为主的混溶药剂为捕收剂,考察了其对石英的捕收性能,发现混溶捕收剂在浮选过程中有显着的协同作用,对矿浆温度和pH有很好的适应性。十二胺盐酸盐与仲辛醇组合使用后,较其单独使用时石英的回收率大幅提高,且十二胺-仲辛醇可以在确保浮选效果的同时省去十二胺的酸化环节完全取代十二胺盐酸盐+仲辛醇,即盐酸在浮选过程中不起作用,只在十二胺盐酸盐药剂配制时起到了溶剂作用,而仲辛醇在确保了混溶药剂起泡性的同时节省了十二胺的用量,降低了药剂的成本,十二胺-仲辛醇配制简单、环保,凝固点低,使用方便;混溶药剂对矿浆温度的适应性与它们凝固点的规律相一致,十二胺-仲辛醇-煤油和十二胺微乳可以在十二胺非酸化下实现石英的常温甚至低温浮选;十二胺-仲辛醇、十二胺-仲辛醇-煤油与十二胺微乳D相对于十二胺盐酸盐而言,虽然适合石英浮选的pH范围基本一致,但在弱酸（pH=5.0）和弱碱（pH=9.0）下的捕收能力明显优于十二胺盐酸盐,石英的回收率均在95%以上。为了进一步探索混溶药剂与矿物的作用机理,测试了与药剂作用前后石英表面的红外光谱图、吸附热、接触角和Zeta电位。发现混溶药剂均是通过物理吸附作用在石英表面,与药剂作用后的石英表面的接触角明显增大,混溶药剂各组分间存在相互作用,促使十二胺在石英表面吸附或以某种形式与十二胺共同附着在石英表面,其中仲辛醇与十二胺在石英表面发生共吸附,提高石英表面的疏水性,煤油不与石英表面发生吸附,但可以在一定程度上缩减吸附平衡时间。利用分子动力学计算构建了混溶药剂在固/液界面的吸附模型,考察了十二胺、仲辛醇单独作用与组合作用下药剂在石英表面的吸附形态和协同作用,发现十二胺和仲辛醇在固/液界面存在明显的协同作用,十二胺和仲辛醇会在石英表面发生共吸附,较单药系统而言,十二胺和仲辛醇混合物在石英表面的结合能最大;药剂分子的加入并不能从根本上排开石英表面的水分子,而是隔着这层水分子与石英表面发生吸附,并利用自身的长烃链来改善石英表面的疏水性,在十二胺和仲辛醇混溶的情况下,石英表面附近的水分子浓度最低,石英表面的疏水性最强。通过考察不同辅助药剂与十二胺-仲辛醇复配后对石英和磁铁矿的浮选效果后可知:辅助药剂的加入明显提高了石英的回收率;十二胺-仲辛醇-酯类药剂稳定性差,十二胺-仲辛醇-AEO系列的表面活性剂对磁铁矿的浮选结果没有明显的帮助;十二胺-仲辛醇-煤油作用下尖山磁铁矿的浮选效果最好,可得到TFe和SiO2的品位分别为69.10%,2.26%的铁精矿,此时TFe和SiO2的回收率分别为81.88%,80.17%,TFe和SiO2的分选效率分别为52.05%,61.29%。为了考察十二胺-仲辛醇-煤油中各组分及其之间的交互作用对纯石英和尖山磁铁矿粗精矿浮选效果的影响,根据BBD原理设计了三因素三水平的浮选试验。发现十二胺和仲辛醇的用量均与石英的回收率呈正相关关系,十二胺与仲辛醇、煤油之间对石英的回收率存在显着的交互作用:当煤油的用量小于十二胺用量的0.76倍时,随着煤油用量的加大石英的回收率增加;煤油的用量对精矿中TFe的含量没有显着的影响,十二胺和仲辛醇用量的增加有助于磁铁矿和石英的分离;煤油用量对磁铁矿浮选指标的影响与十二胺或仲辛醇的用量有关:当十二胺用量小于30 g/t时,随着煤油用量的增加磁铁矿浮选效果变好,当仲辛醇用量小于26.67 g/t时,TFe的选矿效率随着煤油的用量的增加而提高。用尖山磁铁矿粗精矿作为反浮选流程试验的原矿样,发现一粗一精三扫,扫选过程不添加任何药剂的尖山磁铁矿的反浮选工艺流程试验可以较彻底的分选磁铁矿,各混溶药剂中,十二胺-仲辛醇-煤油对尖山磁铁矿的浮选效果最好。与十二胺盐酸盐作捕收剂相比,在相同的铁精矿回收率下,以十二胺和仲辛醇为基础的混溶药剂为捕收剂可得到TFe含量更高,SiO2含量更低的铁精矿。
李曦同[5]（2020）在《分子印迹MOFs组装及其对水中邻苯二甲酸酯选择性识别及靶向催化降解的研究》文中研究指明邻苯二甲酸酯类难降解有机物广泛存在于环境及工业废水中,高级氧化法是处理此类难降解有机物的重要手段之一。但传统的高级氧化过程存在自由基无靶向催化、对难降解污染物催化效率低等问题。针对这些不足,本文开展了铁基MOFs（metal organic framework）中MIL-100作为催化基底,采用表面分子印迹技术对其进行功能化组装的研究,在此基础上通过过硫酸盐氧化过程实现了对复杂体系中邻苯二甲酸二乙酯（DEP）的选择性识别及靶向催化降解过程。具体研究内容包括分子印迹体系动力学模拟及不同印迹体系组分对预聚物的影响研究、铁基金属有机框架表面印迹材料合成及其靶向催化降解DEP机制研究、靶向催化材料的复合识别位点优化及传质体系的调控、靶向催化材料对目标污染物的催化降解历程的研究以及MOFs衍生物的多组分印迹体系的建立及其在实际废水中的应用。通过上述研究内容的开展,本研究获得了以下主要结论:（1）采用分子动力学计算模拟选择分子印迹组分中功能单体和溶剂具有良好的可行性。研究通过对比9种不同功能单体与模板分子的结合能并解析其内部弱相互作用力得到优化的分子印迹体系。计算结果表明以丙烯酰胺和丙烯酸为功能单体对4种邻苯二甲酸酯污染物都可以形成更多的氢键,对DEP的预聚合优化体系中静电力可达1000kcal/mol以上。预聚物中功能单体与模板分子间氢键键长约1.7-1.8?。溶剂对中间体预聚物的模拟结果表明溶剂对预聚体影响的强弱顺序为四氯化碳<三氯甲烷<丙酮<乙腈<乙醇<甲醇<H2O。（2）采用室温水相法快速合成了铁基MIL-100以及包含不饱和位点的MIL-100CUS基底。结果表明,基底经表面印迹后对DEP的靶向催化能力提升。孔隙体积由0.66 cm3 g-1减小到0.05 cm3 g-1。响应曲面模型（RSM）结果表明印迹材料对DEP的靶向催化能力主要受交联剂添加量、印迹时间、印迹温度的影响更为显着。含有不饱和位点的催化材料活性略高于MIL-100,但其缺陷结构使其容易造成铁离子的溶出。（3）进一步对材料的复合识别位点及传质体系进行优化与调控。研究通过Scatahard模型对采用不同功能单体合成的印迹材料的识别位点数量及选择性识别特性进行评价。结果表明丙烯酸（AA）可以形成更多具有复合型多识别点位的印迹空穴。这在多组分体系对污染物进行识别的过程中可以达到更为精确的识别与靶向催化能力。此外,通过优化采用二乙烯基苯（DVB）为交联剂合成的印迹材料可以形成1.1nm特征孔道,这一致密结构在保持材料结构稳定的同时可以保证过硫酸盐及硫酸根自由基的传质。结果表明,经过吸附及催化的协同作用,材料对DEP去除可达105mg/g以上。通过控制交联剂对印迹层的传质特性进行调节可以在保持材料具有选择性识别能力的同时具有较好的催化效果,其催化反应速率常数显着提升约8倍。与此同时,单位PS用量对DEP的降解效率也提高3倍以上。（4）对表面印迹材料选择性识别机理的研究结果表明其识别过程主要以多位点氢键、静电力以及π-π堆叠的疏水作用为主。在多种作用的精准识别下,印迹材料在复杂的水环境中表现出良好的选择性识别性能和稳定的靶向催化能力。研究表明,在不同浓度腐殖酸（FA）以及HCO3-的条件下,其对DEP去除量稳定保持在50mg/g以上。对多种污染物共存条件下的DEP的选择性也优于传统的活性炭、零价铁等材料。与此同时,材料由于DVB的交联作用而对DEP识别能力相比于MIL-100基底受温度影响更小。当温度为40℃条件下,不均指数m值始终稳定在8.2-8.5范围。这些特征使其在污水的末端处理以及靶向催化过程中具有更强的优势。（5）为去除MIL-100中残留的有机配体及增加材料中相对的Fe含量,采用高温碳化法对MIL-100进行稳定性改良。经高温碳化后材料C、Fe的含量显着增加至79%。在此基础上通过多组分印迹体系的建立,使材料孔表面覆盖约5nm印迹层的同时具备对多种邻苯二甲酸酯的靶向去除能力。通过这一方法所获得的印迹材料与碳化MIL-100基底相比,其对实际废水的化学需氧量（COD）去除效果更强。特别是对其中的DMP和DBP去除能力分别提升了44.5%和64.6%。此外,通过控制适量的功能单体配比可以在保证催化性能的同时提高材料整体的亲水性能。材料在水体中靶向催化降解污染物的机理为首先通过表面印迹层复合型识别位点作用将DEP精准快速地吸附到材料表面,之后PS通过表面分子印迹层至基底材料活化产生硫酸根自由基。随着自由基传递至材料外表面对污染物进行降解。在这一过程中活性自由基与目标污染物接触机率显着提升而使催化反应效率得到极大改善。综上所述,本研究获得了不同印迹体系组分对预聚物的影响机制并通过复合识别位点优化及传质体系的调控获得了对DEP具有选择性识别的靶向催化材料及其催化机理。研究为表面分子印迹在水处理的应用以及提高高级氧化效率提供依据及思路。
邓冬莉[6]（2020）在《水中低分子量邻苯二甲酸酯类化合物的吸附去除与电催化降解研究》文中研究指明邻苯二甲酸酯类化合物（phthalate esters,PAEs）也被称为酞酸酯,常作为工业生产中塑料、树脂和橡胶类制品的增塑剂,是一类重要的环境激素。由于PAEs不与塑料基体发生化学结合,导致PAEs不断释放到周围环境中,在大气、水和土壤中均可被检出,并可通过食品、饮水、呼吸和皮肤接触等途径进入生物和人体。由于PAEs具有类雌激素活性,PAEs进入生物体内后与受体结合,使生物正常的内分泌功能失调,对人类生殖系统产生损害,也会影响机体的免疫功能,还具有致畸和致癌作用。目前,全世界PAEs的年产量超过800万吨,但是该类物质在环境中难以降解,生物富集性强,对生态环境安全和人体健康都构成潜在威胁,PAEs引起的环境问题受到政府、学术界和公众的广泛关注。因此,发展废水中PAEs的快速、简便和有效去除技术,对于保护水环境质量和人体健康都具有重要意义。目前,水环境中PAEs的去除方法主要有生物降解、吸附和高级氧化法。生物降解虽然可以实现PAEs的降解,但是降解过程对水环境要求较高、耗时长、效率低,且特异性菌株的筛选难度较大。吸附法具有操作简单、成本低、再生性能好等优点,而常见的吸附材料缺乏吸附选择性,吸附后需要繁琐的过滤或离心操作,以实现固-液分离。高级氧化技术降解效率高,但是一些方法如（光）化学氧化和光催化氧化能耗高、需要特殊的设备,降解过程可能产生二次污染物。在实际水环境中还存在大量浓度高和容易发生生物降解的污染物,而PAEs的浓度一般较低,大部分处于ng·L-1～μg·L-1水平。因此,目前PAEs的处理效果并不令人满意。分子印迹聚合物（MIPs）对模板分子具有很高的选择性和亲和力,利用其特异性识别能力去除水环境中的低浓度PAEs具有潜在价值。为此,本文设计和制备了功能化分子印迹材料,并将其用于3种低分子量PAEs（DMP、DEP和DBP）的选择性吸附分离;利用高效、易控制的电催化氧化技术,以成本低、催化活性好的Ce掺杂PbO2电极降解这3种PAEs,以实现水中低分子量PAEs的快速去除,取得了如下主要研究成果:1.以多壁碳纳米管（MWCNTs）为载体,采用水热法将Fe3O4磁性纳米微球修饰到MWCNTs上,并以KH-570为硅烷偶联剂进行表面接枝修饰,获得功能化的MWCNTs。PAEs结构上酯键的4个O原子可以作为氢键受体,与功能单体甲基丙烯酸（MAA）上的H原子结合形成氢键。以DMP、DEP和DBP为模板分子（3种模板分子的物质的量之比为6:3:2）,甲基丙烯酸为功能单体,二甲基丙烯酸乙二醇酯为交联剂,AIBN为引发剂,乙腈为溶剂,在功能化的MWCNTs表面制备出磁性多模板分子印迹复合材料（mag-MMIPs@MWCNTs）。采用SEM、FTIR、VSM和BET等技术对复合材料进行系统表征,证明mag-MMIPs@MWCNTs材料以MWCNTs为支撑骨架,获得了以Fe3O4为“核”、表面印迹层为“壳”的复合结构。磁性纳米微球修饰使得复合材料的饱和磁化强度为25.6 emu×g-1,表现出较好的超顺磁性,可以快速且完全地将材料从水相中分离出来。材料具有良好的热稳定性,与非印迹复合材料比较,其比表面积和孔体积略高,更适用于3种PAEs的吸附。2.以mag-MMIPs@MWCNTs为吸附剂,在水相p H为5～9时,材料对DMP、DEP和DBP表现出稳定的吸附效果。吸附浓度为5 mg L-1的DMP、DEP和DBP可在40 min内达到平衡,表现出快速吸附的动力学特征,遵循假二级动力学方程,吸附3种PAEs的表观速率常数分别为2.86、1.28和4.41 mg·（μg·min）-1。mag-MMIPs@MWCNTs吸附浓度不超过30 mg·L-1的DMP和DEP效果较好,对低于70 mg·L-1的DBP具有更好的适用性;吸附等温线符合Langmuir等温吸附模型,获得DMP、DEP和DBP的最大吸附量(Qmax)分别为0.95、1.38和7.09 mg·g-1。在温度为10～40°C时,mag-MMIPs@MWCNTs对3种PAEs的吸附过程为放热和自发进行的过程,吸附驱动力主要为氢键、疏水作用和范德华力,并以物理吸附为主。Scatchard分析表明:在3种PAEs模板分子与印迹材料之间存在亲和力高低不同的两类结合位点。因特异性结合位点的存在,mag-MMIPs@MWCNTs复合材料对DMP、DEP和DBP表现出特异性和选择性吸附。在相同吸附条件下,mag-MMIPs@MWCNTs对3种PAEs的吸附量高于非印迹复合材料;以与3种PAEs结构类似的DEHP和H2PA为吸附质,在印迹和非印迹材料上的吸附结果无显着性差异,DMP、DEP、DBP在mag-MMIPs@MWCNTs上的印迹因子（IF）分别为2.79、2.53和1.54,表明mag-MMIPs@MWCNTs对DMP、DEP和DBP显示出良好的选择性;吸附材料具有良好的重现性和可重复使用性。在环境水样中添加5mg·L-1的DMP、DEP和DBP,以mag-MMIPs@MWCNTs为吸附剂,对这3种PAEs取得了满意的去除效果。3.在PbO2电极中掺杂稀土元素Ce,采用电沉积制备Ce掺杂的Ti/PbO2电极。SEM、XRD和XPS表征发现,当Ce和Pb的物质的量之比为1:5时,Ce以氧化物（Ce O2）的形式固溶到Pb O2晶格中,并取代晶格中部分Pb4+的位置,改善了Ti/PbO2电极的表面微观结构,提高了Ti/Pb O2电极的电催化性能和稳定性。Ce掺杂和未掺杂的Ti/PbO2电极的线性极化曲线分析显示:在相同电压下,Ce掺杂Ti/PbO2电极的电流密度比Ti/PbO2电极有明显增加,表明掺杂后电极表面的电化学活性位点增多。在相同电流密度下进行电沉积时,由于Ce的掺杂,电解池的电压比不掺杂时增大,使PbO2晶体颗粒在Ti基体上的沉积速度变快、颗粒细化,从而增大电极的比表面积。因此,Ce掺杂在一定程度上提高了Ti/PbO2电极表面的电催化活性。根据循环伏安分析结果,推测PAEs的电催化氧化降解是通过电解过程产生的活性物种（如·OH）间接氧化降解。4.考察了支持电解质、电流密度对电催化氧化DMP、DEP和DBP的影响,获得了最佳的降解条件。以0.05 mol?L-1的Na2SO4溶液（p H 7）为支持电解质,在电流密度为25 m A?cm-2时降解10 h,浓度为0.05～5 mg·L-1的DBP、DMP和DEP的降解效率分别为99.3%～98.2%、97.2%～95.8%和88.4%～81.1%。DBP具有更长的碳链,容易受到·OH的攻击而断键,从而获得最快的降解速率和最高的降解率。DBP、DMP和DEP的降解过程可以用假一级动力学方程描述,获得表观降解速率常数分别为0.42、0.40和0.29 h-1,表现出DBP>DMP>DEP的顺序。LC-MS/MS分析表明:3种PAEs具有相似的降解产物和降解途径。·OH首先进攻PAEs的酯键,酯键断裂后形成邻苯二甲酸单甲酯,当两个酯键都断裂后则形成邻苯二甲酸。·OH继续进攻邻苯二甲酸的4位碳原子,形成4-羟基邻苯二甲酸;·OH还可以诱导邻苯二甲酸的脱羧和羟基化反应,生成水杨酸和邻苯二酚,4-羟基邻苯二甲酸被诱导脱羧生成对苯二酚;通过苯环开环,邻苯二酚和对苯二酚进一步转化为低分子量有机酸（如琥珀酸和草酸）。因此,3种PAEs的主要降解途径可能包括脱烷基、羟基加成、脱羧和苯环开环。
杜士林[7]（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》文中认为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。
李志恒[8]（2020）在《表面活性剂调控土壤有机污染物生物有效性的预测模型及应用》文中进行了进一步梳理本文在调查分析农田土壤典型有机物污染特征及其影响因素的基础上,深入研究了阳离子表面活性剂阻控有机污染物在土壤-植物间迁移积累的微观机制,建立了相应的定量预测模型,发展了基于农艺过程的混合表面活性剂缓解阻控-增效修复有机污染农田土壤一体化新技术,为保障产地环境及其农产品安全提供技术支持。取得的主要结果如下:（1）阐述了超强台风“利奇马”对长三角农田土壤酞酸酯（PAEs）、多环芳烃（PAHs）和有机氯农药（OCPs）特征分布的影响。PAEs和PAHs的气/土分配系数较高,受湿沉降和土层扰动作用影响,台风后,96.5%点位（共228个）PAEs浓度增加;31.6%点位PAHs浓度减少,主要分布于台风上风向,68.4%点位浓度增加,主要分布于下风向。OCPs的气/土分配系数较低,湿沉降对其土壤浓度增加不明显,但台风改变土壤好氧-厌氧环境,促进土壤OCPs厌氧降解,全部点位浓度下降。（2）定量描述了作物体内典型有机污染物的浓度变化与其辛醇-水分配系数(Kow)的关系,并将其耦合至植物吸收积累有机污染物的限制分配模型中,进一步提高了预测精度,其中苯并芘预测误差由14.8%减少至6.7%。建立了阳离子表面活性剂阻控植物吸收积累有机污染物的预测模型,28种典型有机污染物的预测误差小于36.8%,为污染土壤安全农产品生产提供理论依据。（3）基于生物有效性调控,发展了混合表面活性剂缓解阻控-增效修复有机污染农田的一体化技术。农耕期,施加400 mg/kg质量比为4:1的CTMAB-Tween80表面活性剂,可显着降低土壤有机污染物生物有效态含量,作物体内有机污染物含量显着减少。休耕期,施加100 mg/kg质量比为1:1的SDBS-Tween80表面活性剂,并种植修复植物,显着增加了土壤有机污染物生物有效态含量,提高了降解菌属的相对丰度及相关功能基因的数量,有效促进了土壤有机污染物的去除。将一体化技术进行现场试验工程,结果表明,白菜和生菜体内PAHs含量分别减少了20.4%和43.8%,土壤PAHs去除率为69.1%,实现了污染土壤“边生产边修复”。
蒲诗雅[9]（2020）在《邻苯二甲酸酯对斑马鱼生长发育及糖代谢的毒性效应研究》文中指出邻苯二甲酸酯类（Phthalate Esters,PAEs）化合物是塑化剂中最常见的一种,这种高分子材料助剂添加到聚合物材料中可以增加塑料的可塑性和强度等。因此PAEs被广泛应用在儿童玩具、食品包装材料、医疗器具、室内装潢材料、农业用塑料和个人护理用品中。这种塑化剂具有类雌激素效应,过度接触会导致人体内分泌、生殖和神经系统功能障碍进而对人体健康产生危害。目前其已成为全球性环境污染物之一。本论文中,我们研究了六种在我国污染较为严重的PAEs,包括邻苯二甲酸二（2-乙基己基）酯（DEHP）、邻苯二甲酸二辛酯（DNOP）、邻苯二甲酸二甲酯（DMP）、邻苯二甲酸二乙酯（DEP）、邻苯二甲酸二丁酯（DBP）、和邻苯二甲酸苄酯（BBP）对斑马鱼胚胎的生长发育毒性和糖代谢通路的毒性效应。首先,对斑马鱼胚胎进行6种PAEs急性毒理暴露实验,观察并记录斑马鱼胚胎各个发育阶段的生长发育指标和对胚胎的毒性效应。其次,利用阿利新蓝-茜素红软骨-骨骼无酸双染色法检测PAEs暴露后斑马鱼幼鱼骨骼发育情况,并用实时荧光定量聚合酶链式反应（Real-time polymerase chain reaction,qRT-PCR）对其软骨及骨骼发育的关键基因进行验证。另外,我们成功筛选并繁育出mc3r-/-斑马鱼纯合子,并利用mc3r-/-、mc4r-/和野生型斑马鱼进行PAEs对鱼类糖代谢毒性效应的研究。本文研究的主要结论如下:（1）6种PAEs均可引起斑马鱼幼鱼发育异常,包括胚胎死亡、抑制24 hpf自主运动、影响72 hpf心率及发育畸形等。其中,DBP、BBP和DEP具有显着的浓度梯度致死效应。DNOP、DEHP和DMP在环境浓度下对斑马鱼幼鱼发育影响不大。小剂量的DBP和BBP能影响斑马鱼的骨骼发育,而DEHP和DNOP对斑马鱼幼鱼发育形态的影响较小。DBP和BBP暴露后,斑马鱼骨骼相关基因gpc4a和runx2b基因表达均受到抑制。（2）mc3r和mc4r基因敲除纯系鱼本身不患有2型糖尿病（T2DM）。通过高浓度葡萄糖暴露实验并结合qRT-PCR检测糖代谢相关基因,证明了mc3r-/-、mc4r-/-斑马鱼可以作为糖代谢高敏型动物模型用于水体环境监测,且mc4r-/-斑马鱼较之于mc3r-/-斑马鱼对干扰生物体糖代谢的环境污染物灵敏度更高。（3）高浓度PAEs暴露AB野生型斑马鱼幼鱼后,对水生生物斑马鱼的糖代谢稳态造成了影响,且DBP、DEHP引起糖代谢紊乱的风险最高。200 mg/L DEHP和0.05 mg/L DBP暴露不能直接诱发斑马鱼幼鱼出现T2DM症状,但糖代谢高敏模型mc4r-/-斑马鱼经DEHP和DBP暴露后呈现出T2DM症状,说明DEHP、DBP具有增加患T2DM的风险。综上所述,PAEs暴露可导致斑马鱼生长发育异常,并增加其患2型糖尿病的风险。
王争妍[10]（2020）在《大伙房水库中邻苯二甲酸酯污染水平及暴露风险评价》文中认为邻苯二甲酸酯（Phthalate esters,PAEs）是生产、生活中常见的有机化合物。随着时间的推移,易释放进环境,可在生物体内富集,产生许多毒副作用。随塑料工业的发展,PAEs被大量使用,其在环境中的残留水平、污染特征及生态风险引起了全球的广泛关注。大伙房水库是辽宁省重要水源地,库区水质安全具有举足轻重的作用。因此,研究邻苯二甲酸酯类化合物在大伙房水库中的分布规律和风险评价,对保障饮用水源及饮水安全具有重要意义。本文测定了大伙房水库中水、藻、鱼三种介质中PAEs的含量,及PAEs在大伙房水库水体内的时空变化、在藻和鱼体内的富集状况,并进行了初步的健康风险评价。主要研究结果如下:大伙房水库水体中PAEs普遍存在,DBP、DOP、DEHP为主要污染物,与我国其他地区水体相比污染程度较低;库区水体及各入库河流中PAEs的季节特征为C夏季>C春季>C秋季;库区内PAEs的空间分布呈自东向西先增大后减小的变化趋势;三条主要入库河流中PAEs的空间分布规律为C下游>C中游>C上游;从PAEs组分上看,DBP在各别采样区域的检出浓度超出国家标准限值,DBP、DEHP具有一定的同源性且与水质总氮、总磷浓度负相关。风险暴露模型结果表明,大伙房水库中DBP的非致癌风险指数远远小于1,不会对人体产生健康危害。大伙房水库藻中均有DBP、DOP、DEHP检出,少部分有DEP检出;藻中PAEs含量与叶绿素含量呈极显着正先关;叶绿素的空间分布规律为自东向西先减小后增大,季节变化总体呈C秋季>C春季>C夏季,与水体中PAEs的时空变化相反;大伙房水库中叶绿素含量与库区水体中PAEs含量呈极显着负相关。大伙房水库鱼体内均有DBP、DOP、DEHP、DEP检出,与我国其他地区鱼体中残留的PAEs相比含量较低;PAEs各组分含量在各品种鱼体内各器官均呈CDEHP>CDBP>CDOP>CDEP;DEHP、DBP、DOP在鱼体内呈C内脏>C鱼头+鱼尾>C鱼肉分布,DEP呈C鱼肉>C鱼头+鱼尾>C内脏分布。DEHP对成人和儿童均不会造成致癌和非致癌健康风险;除DEHP以外其他PAEs类化合物也不会对成人和儿童造成非致癌健康风险,且PAEs残留对成人的健康风险指数略大于对儿童的健康风险指数。大伙房水库中藻与水体中的PAEs呈极显着负相关,藻中PAEs的含量易受水环境影响;鱼体内PAEs含量与水体中PAEs的浓度呈正相关,说明水环境会影响鱼体内PAEs残留;鱼与藻中PAEs的含量呈正相关且相关性系数大于鱼与水中PAEs含量的相关性系数,说明鱼可以通过食用藻类使PAEs进入鱼体内,摄食方式也是PAEs进入鱼体的主要途径且PAEs在食物链上有一定的传递作用。
二、黄河水中邻苯二甲酸二乙酯的去除行为研究（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、黄河水中邻苯二甲酸二乙酯的去除行为研究（论文提纲范文）
（1）辣椒及其种植环境中邻苯二甲酸酯类检测新方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 蔬菜中塑化剂残留概况 |
| 1.1.1 塑化剂的性质 |
| 1.1.2 蔬菜中塑化剂残留的现状 |
| 1.2 塑化剂的来源 |
| 1.3 邻苯二甲酸酯类塑化剂在体内代谢及危害 |
| 1.4 塑化剂检测 |
| 1.5 立题的意义及研究的内容 |
| 1.5.1 立题意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 高纯单壁碳纳米管-固相萃取-气相色谱-串联质谱法测定辣椒种植土壤中7种塑化剂 |
| 2.1 材料与设备 |
| 2.1.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.2 主要仪器与设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 土壤样品的采集和制备 |
| 2.2.2 高纯单壁碳纳米管玻璃固相萃取小柱的制备 |
| 2.2.3 样品前处理 |
| 2.2.4 仪器条件 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 提取溶剂的选择 |
| 2.3.2 吸附材料的选择 |
| 2.3.3 高纯单壁碳纳米管用量的选择 |
| 2.3.4 洗脱溶剂类型及洗脱溶剂体积的选择 |
| 2.3.5 PAEs测定条件的优化 |
| 2.3.6 方法学验证 |
| 2.3.7 实际样品的测定 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 磁固相萃取-气相色谱-串联质谱法测定辣椒种植水源中7种塑化剂 |
| 3.1 材料与设备 |
| 3.1.1 实验材料与试剂 |
| 3.1.2 主要仪器与设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 灌溉水样品的采集 |
| 3.2.2 磁性碳纳米管合成、表征 |
| 3.2.3 样品前处理 |
| 3.2.4 仪器条件 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 磁性碳纳米管用量的优化 |
| 3.3.2 解析溶剂种类和用量选择 |
| 3.3.3 解吸时间的优化 |
| 3.3.4 AEs测定条件的优化 |
| 3.3.5 方法学验证 |
| 3.3.6 实际样品的测定 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 分散固相萃取法-气相色谱-串联质谱法测定辣椒中7种塑化剂 |
| 4.1 材料与设备 |
| 4.1.1 实验材料与试剂 |
| 4.1.2 主要仪器与设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 样品前处理 |
| 4.2.2 仪器条件 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 纳米材料的选择 |
| 4.3.2 高纯单壁碳纳米管用量的优化 |
| 4.3.3 离心方式的选择 |
| 4.3.4 吸附净化时间的优化 |
| 4.3.5 方法学验证 |
| 4.3.6 实际样品的测定 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 主要结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（2）城市再生水厂出水中典型有机污染物的赋存情况及其生态风险评价（论文提纲范文）
| 1 引言(Introduction) |
| 2 材料与方法(Materials and methods) |
| 2.1 样品采集 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.3 样品前处理方法 |
| 2.4 仪器分析方法 |
| 2.5 质量控制 |
| 3 结果与讨论 (Results and discussion) |
| 3.1 目标化合物的检出率 |
| 3.2 目标化合物的组分分布特征 |
| 3.3 目标化合物的浓度分布特征及其在污水厂改造前后的去除效果对比 |
| 3.4 目标化合物的生态风险评价 |
| 4 结论 (Conclusions) |
（3）污水处理厂邻苯二甲酸酯的分布、去除效果及其风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 PAES概述 |
| 1.1.1 PAEs的理化性质 |
| 1.1.2 PAEs的用途 |
| 1.1.3 PAEs污染环境途径 |
| 1.1.4 PAEs的危害 |
| 1.1.5 环境中PAEs的去除 |
| 1.1.6 关于PAEs限值的法律法规 |
| 1.2 环境样品中PAES的分析检测技术 |
| 1.2.1 水样中PAEs的前处理方法 |
| 1.2.2 固体样品前处理方法介绍 |
| 1.2.3 PAEs的检测方法 |
| 1.3 污水处理厂的PAES污染水平及其去除方法 |
| 1.3.1 PAEs的污染现状 |
| 1.3.2 污水处理厂中PAEs的去除方法 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 第二章 污水及污泥样品中的PAES前处理及方法的建立 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 试剂配制及处理 |
| 2.1.3 水样前处理方法 |
| 2.1.4 污泥样品前处理方法 |
| 2.1.5 仪器条件 |
| 2.1.6 质量控制 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 仪器条件的确定 |
| 2.2.2 水样前处理方法(SPE)的优化 |
| 2.2.3 污泥样品前处理(Qu ECh ERS)方法优化 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 污水厂中的PAES浓度水平及去除效果 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试剂与仪器 |
| 3.1.2 污水处理厂概况 |
| 3.1.3 采样点布设 |
| 3.1.4 样品的采集与保存 |
| 3.1.5 分析检测方法 |
| 3.2 各污水处理厂中PAES的浓度水平及去除效果 |
| 3.2.1 污水处理厂的污水常规指标 |
| 3.2.2 W1污水处理厂各工艺阶段后污水PAEs浓度水平及其去除效果 |
| 3.2.3 W2污水处理厂污水中PAEs的浓度水平及去除效果 |
| 3.2.4 W3污水处理厂PAEs的浓度水平及去除效果 |
| 3.3 三座污水处理厂污水中PAES的浓度水平及去除效果对比 |
| 3.3.1 三座污水处理厂污水中PAEs分布情况 |
| 3.3.2 三座污水处理厂中PAEs总体去除效果对比 |
| 3.3.3 三座污水处理厂各工艺阶段的去除率对比 |
| 3.3.4 三座污水处理厂污泥中PAEs的含量 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 污水处理厂中PAES生态风险评价 |
| 4.1 评价方法 |
| 4.2 污水处理厂出水的生态风险评价 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 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 |
（4）基于十二胺与仲辛醇的多元混溶药剂浮选性能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 铁矿浮选药剂研究现状和发展动态 |
| 1.2.1 合成药剂在铁矿浮选中的研究现状及进展 |
| 1.2.2 组合药剂在铁矿浮选中的研究现状及进展 |
| 1.3 难溶药剂的增溶方法及复配方案 |
| 1.3.1 难溶药剂的增溶方法 |
| 1.3.2 难溶药剂的复配方法 |
| 1.4 组合药剂的协同作用 |
| 1.4.1 组合药剂在水溶液中的基本性质 |
| 1.4.2 组合药剂在矿物表面的协同效应 |
| 1.4.3 基于胺类的组合捕收剂在矿物浮选中的应用 |
| 1.5 分子模拟在混溶药剂研究中的应用 |
| 1.5.1 混溶药剂性质的分子动力学模拟 |
| 1.5.2 混溶药剂在气/液界面分子动力学模拟研究进展 |
| 1.5.3 混溶药剂在固/液界面的分子动力学模拟研究进展 |
| 1.6 论文研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 研究方法 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 试验原料与研究方法 |
| 2.1 试样的选取及性质 |
| 2.1.1 石英纯矿物 |
| 2.1.2 磁铁矿样 |
| 2.2 试验设备 |
| 2.3 试验药剂与配制 |
| 2.3.1 试剂 |
| 2.3.2 十二胺盐酸盐的配制 |
| 2.3.3 二元混溶药剂的配制 |
| 2.3.4 三元混溶药剂十二胺-仲辛醇-煤油/其他辅助药剂的配制 |
| 2.3.5 十二胺微乳的配制 |
| 2.4 试验研究方法和效果评价 |
| 2.4.1 矿物浮选试验 |
| 2.4.2 主要测试表征手段和研究方法 |
| 2.4.3 BBD设计(Box-Behnken Design) |
| 2.4.4 分子动力学模拟 |
| 2.4.5 浮选效果评价 |
| 第3章 基于十二胺的混溶药剂基本性质 |
| 3.1 二元混溶药剂的基本性质 |
| 3.1.1 二元混溶药剂的凝固点 |
| 3.1.2 二元混溶药剂在水溶液中的分散性 |
| 3.1.3 二元混溶药剂水溶液的表面张力 |
| 3.1.4 二元混溶药剂的荷电性质 |
| 3.1.5 二元混溶药剂的泡沫性质 |
| 3.2 十二胺-仲辛醇-煤油的基本性质 |
| 3.2.1 十二胺-仲辛醇-煤油的凝固点 |
| 3.2.2 十二胺-仲辛醇-煤油在水溶液中的分散性 |
| 3.2.3 十二胺-仲辛醇-煤油水溶液的表面张力 |
| 3.2.4 十二胺-仲辛醇-煤油的荷电性质 |
| 3.2.5 十二胺-仲辛醇-煤油的泡沫性质 |
| 3.3 十二胺-仲辛醇-辅助药剂的基本性质 |
| 3.3.1 十二胺-仲辛醇-煤油/十二烷/AC1201性质的测定 |
| 3.3.2 十二胺-仲辛醇-AEO系列表面活性剂性质的测定 |
| 3.3.3 十二胺-仲辛醇-酯类药剂性质的测定 |
| 3.4 十二胺微乳的基本性质 |
| 3.4.1 十二胺微乳的凝固点 |
| 3.4.2 十二胺微乳在水溶液中的分散性 |
| 3.4.3 十二胺微乳水溶液的表面张力 |
| 3.4.4 十二胺微乳的荷电性质 |
| 3.4.5 十二胺微乳的泡沫性质 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 混溶药剂对石英浮选规律研究 |
| 4.1 十二胺-仲辛醇对石英的浮选效果研究 |
| 4.1.1 仲辛醇用量对石英浮选效果的影响 |
| 4.1.2 仲辛醇添加方式对石英浮选效果的影响 |
| 4.1.3 矿浆温度对十二胺-仲辛醇浮选石英的影响 |
| 4.1.4 矿浆pH对十二胺-仲辛醇浮选石英效果的影响 |
| 4.2 十二胺-仲辛醇-煤油三元混溶药剂对石英浮选效果的研究 |
| 4.2.1 矿浆温度对十二胺-仲辛醇-煤油浮选石英效果的影响 |
| 4.2.2 矿浆pH对十二胺-仲辛醇-煤油浮选石英效果的影响 |
| 4.2.3 基于十二胺-仲辛醇-煤油的石英浮选BBD试验结果 |
| 4.3 不同辅助药剂与十二胺-仲辛醇复配对石英浮选试验研究 |
| 4.3.1 十二胺-仲辛醇-煤油/十二烷/AC1201对石英浮选的效果研究 |
| 4.3.2 十二胺-仲辛醇-AEO系列表面活性剂对石英浮选的效果研究 |
| 4.3.3 十二胺-仲辛醇-酯类药剂对石英浮选的效果研究 |
| 4.4 十二胺微乳对石英浮选效果的影响 |
| 4.4.1 矿浆温度对十二胺微乳浮选石英效果的影响 |
| 4.4.2 矿浆pH对十二胺微乳浮选石英效果的影响 |
| 4.4.3 不同配伍的十二胺微乳对石英的浮选效果研究 |
| 4.5 基于十二胺的混溶药剂作用下石英的浮选动力学试验 |
| 4.5.1 不同混溶药剂作用下石英的浮选动力学结果 |
| 4.5.2 石英浮选动力学结果与浮选速率方程 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 混溶药剂提效机理研究 |
| 5.1 石英表面接触角分析 |
| 5.1.1 与混溶药剂作用后石英表面的接触角 |
| 5.1.2 与不同配比的十二胺-仲辛醇作用后石英表面的接触角 |
| 5.2 药剂与石英作用的吸附热测试 |
| 5.2.1 单药剂与石英作用的吸附热测试 |
| 5.2.2 混溶药剂与石英作用的吸附热测试 |
| 5.3 矿浆pH对石英表面Zeta电位的影响 |
| 5.3.1 十二胺-仲辛醇作用下石英表面的Zeta电位 |
| 5.3.2 十二胺-仲辛醇-煤油作用下石英表面的Zeta电位 |
| 5.3.3 十二胺微乳作用下石英表面的Zeta电位 |
| 5.4 混溶药剂与石英作用的红外光谱分析 |
| 5.4.1 石英的红外光谱分析 |
| 5.4.2 十二胺-仲辛醇与石英作用后的红外光谱分析 |
| 5.4.3 十二胺-仲辛醇-十二烷与石英作用后的红外光谱分析 |
| 5.4.4 十二胺微乳与石英作用后的红外光谱分析 |
| 5.5 混溶药剂物性的分子动力学模拟 |
| 5.5.1 溶解性 |
| 5.5.2 药剂的相容性 |
| 5.6 十二胺-仲辛醇在气/液界面吸附过程的分子动力学模拟 |
| 5.6.1 模拟细节 |
| 5.6.2 单十二胺和单仲辛醇的界面构型 |
| 5.6.3 不同质量比的十二胺-仲辛醇在气/液界面的吸附构型 |
| 5.7 十二胺-仲辛醇在固/液界面吸附过程的分子动力学模拟 |
| 5.7.1 模拟模型与方法 |
| 5.7.2 吸附形貌 |
| 5.7.3 结合能 |
| 5.7.4 水分子的排布情况 |
| 5.7.5 十二胺与仲辛醇在浮选过程中的作用机制 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 混溶药剂对磁铁矿反浮选规律的研究 |
| 6.1 药剂作用前后尖山磁铁矿表面的Zeta电位 |
| 6.1.1 矿浆pH对尖山磁铁矿表面Zeta电位的影响 |
| 6.1.2 混溶药剂作用后尖山磁铁矿表面的Zeta电位 |
| 6.2 十二胺-仲辛醇-辅助药剂对尖山磁铁矿浮选效果的影响 |
| 6.2.1 十二胺-仲辛醇-煤油/十二烷/AC1201对尖山磁铁矿的浮选效果 |
| 6.2.2 十二胺-仲辛醇-AEO系列表面活性剂对尖山磁铁矿的浮选效果 |
| 6.2.3 十二胺-仲辛醇-酯类药剂对尖山磁铁矿的浮选效果 |
| 6.3 十二胺-仲辛醇-煤油各组分对尖山磁铁矿浮选结果的影响 |
| 6.3.1 十二胺-仲辛醇-煤油浮选尖山磁铁矿的BBD试验结果 |
| 6.3.2 逐步降元回归分析 |
| 6.4 尖山磁铁矿反浮选试验研究 |
| 6.4.1 十二胺-仲辛醇对尖山磁铁矿浮选效果的影响 |
| 6.4.2 十二胺-仲辛醇粗选用量对磁铁矿反浮选流程试验的影响 |
| 6.4.3 不同药剂作用下尖山磁铁矿反浮选流程试验结果 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）分子印迹MOFs组装及其对水中邻苯二甲酸酯选择性识别及靶向催化降解的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 邻苯二甲酸污染现状、来源与控制 |
| 1.2.1 邻苯二甲酸酯污染物现状 |
| 1.2.2 邻苯二甲酸酯污染来源与控制 |
| 1.2.3 我国邻苯二甲酸酯污染现状 |
| 1.3 高级氧化水处理技术及其应用 |
| 1.3.1 高级氧化水处理技术原理 |
| 1.3.2 硫酸根自由基高级氧化体系 |
| 1.4 金属有机框架材料在水处理中的应用 |
| 1.4.1 MOFs材料简介及特征 |
| 1.4.2 Fe-MOFs材料在水处理中的应用 |
| 1.4.3 Fe-MOFs材料在水处理中存在的问题 |
| 1.5 分子印迹技术在水处理中的应用 |
| 1.5.1 分子印迹技术原理 |
| 1.5.2 表面分子印迹原理及优势 |
| 1.5.3 表面分子印迹材料在水污染控制中的应用 |
| 1.5.4 MOFs材料分子印迹的发展 |
| 1.6 研究目的和主要内容 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 本文的主要研究内容 |
| 第二章 实验材料及分析方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器及设备 |
| 2.2 溶液组分检测及材料表征方法 |
| 2.2.1 溶液组分检测 |
| 2.2.2 催化剂材料表征 |
| 第三章 分子印迹体系组分对预聚物的影响及动力学模拟 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验与方法 |
| 3.2.1 计算平台及设置 |
| 3.2.2 计算内容及方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 分子印迹组分结构优化 |
| 3.3.2 印迹预组装体系动力学计算及选择 |
| 3.3.3 制孔剂对印迹体系中间体预聚物的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 铁基MOFs材料的表面印迹修饰及其靶向催化降解DEP机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验与方法 |
| 4.2.1 材料制备 |
| 4.2.2 降解实验 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 铁基MOFs材料及EGDMA印迹材料的制备与表征 |
| 4.3.2 响应曲面法对非印迹因素的条件优化 |
| 4.3.3 印迹材料对DEP的选择性识别能力评价 |
| 4.3.4 印迹材料在PS高级氧化体系中对DEP的靶向降解 |
| 4.3.5 表面印迹层的形成及DEP去除的机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 靶向催化材料的复合识别位点优化及传质体系的调控 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验与方法 |
| 5.2.1 材料制备 |
| 5.2.2 实验过程 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 MIL100-MIP和MI-MIL100的表征 |
| 5.3.2 DEP传质的动力学和热力学性质 |
| 5.3.3 MI-MIL100和MIL100-MIP选择性识别及靶向催化评价 |
| 5.3.4 表面印迹层对催化体系传质的影响机制及调控 |
| 5.3.5 印迹体系弱相互作用的测定及其选择性识别机理 |
| 5.3.6 功能单体的种类对复合型识别位点的影响与调控 |
| 5.3.7 MIL100-MIP对DEP降解过程及降解路径 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 MOFs衍生物的多组分印迹体系建立及对实际废水的处理 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验与方法 |
| 6.2.1 材料制备 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 不同基底材料对选择性识别及催化效果的影响 |
| 6.3.2 MOFs衍生物的多组分分子印迹表面形貌及孔道特征 |
| 6.3.3 实际废水处理中自由基种类及活化速率的影响 |
| 6.3.4 多组分印迹材料对实际废水处理的静态实验 |
| 6.3.5 多组分印迹材料应用中亲水性调控及再生性能 |
| 6.3.6 多组分印迹材料处理实际废水的动态实验 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 研究的创新点 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（6）水中低分子量邻苯二甲酸酯类化合物的吸附去除与电催化降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 邻苯二甲酸酯类化合物概述 |
| 1.1.1 邻苯二甲酸酯类化合物的理化性质 |
| 1.1.2 邻苯二甲酸酯类化合物的来源与用途 |
| 1.1.3 邻苯二甲酸酯类化合物的毒性 |
| 1.1.4 邻苯二甲酸酯类化合物的使用限制 |
| 1.2 水环境中邻苯二甲酸酯类化合物的污染现状 |
| 1.2.1 邻苯二甲酸酯类化合物进入水环境的途径 |
| 1.2.2 邻苯二甲酸酯类化合物在全球水环境中的分布 |
| 1.2.3 邻苯二甲酸酯类化合物在国内水环境的污染现状 |
| 1.3 水环境中PAEs的去除方法 |
| 1.3.1 生物降解法 |
| 1.3.2 物理化学法 |
| 1.3.3 高级氧化技术 |
| 1.4 分子印迹技术 |
| 1.4.1 分子印迹技术简介 |
| 1.4.2 分子印迹技术在废水处理中的应用 |
| 1.5 总结与展望 |
| 第2章 引言 |
| 2.1 研究目的与意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.2.1 磁性多模板分子印迹复合材料的制备与表征 |
| 2.2.2 磁性多模板分子印迹复合材料对DMP、DEP和 DBP的吸附性能. |
| 2.2.3 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的制备与表征 |
| 2.2.4 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极对DMP、DEP和 DBP的电催化降解性能 |
| 2.3 技术路线 |
| 第3章 磁性多模板分子印迹复合材料的制备与表征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 主要材料与仪器 |
| 3.1.2 磁性多模板分子印迹复合材料的制备 |
| 3.1.3 多模板分子印迹聚合反应条件优化 |
| 3.1.4 磁性多模板分子印迹复合材料的表征 |
| 3.1.5 邻苯二甲酸酯类化合物的测定 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 磁性多模板分子印迹复合材料的制备 |
| 3.2.2 模板分子与功能单体的相互作用 |
| 3.2.3 模板分子加入比例的优化 |
| 3.2.4 磁性多模板分子印迹复合材料的表征 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 磁性多模板分子印迹复合材料对DMP、DEP和 DBP的吸附性能 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 主要材料与仪器 |
| 4.1.2 磁性多模板分子印迹复合材料吸附DMP、DEP和 DBP |
| 4.1.3 邻苯二甲酸酯类化合物的测定 |
| 4.1.4 环境水样中DMP、DEP和 DBP的吸附去除 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 吸附实验条件的优化 |
| 4.2.2 吸附动力学特征 |
| 4.2.3 吸附热力学特征 |
| 4.2.4 吸附机理分析 |
| 4.2.5 吸附选择性和吸附材料的再生 |
| 4.2.6 环境水样中DMP、DEP和 DBP的吸附去除 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的制备与表征 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 主要材料与仪器 |
| 5.1.2 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的制备 |
| 5.1.3 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的表征 |
| 5.1.4 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的电化学性能测试 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 Ce掺杂对Ti/PbO_2 电极降解邻苯二甲酸酯类化合物的影响 |
| 5.2.2 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的表征 |
| 5.2.3 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的电化学性能 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极对DMP、DEP和 DBP的电催化降解性能 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 主要材料与仪器 |
| 6.1.2 电催化降解装置设计 |
| 6.1.3 电催化降解条件的优化 |
| 6.1.4 电催化降解DMP、DEP和 DBP |
| 6.1.5 降解过程的动态监测与降解产物鉴定 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 电催化降解条件的优化 |
| 6.2.2 DMP、DEP和 DBP的降解动力学特性 |
| 6.2.3 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极对DMP、DEP和 DBP的降解能力 |
| 6.2.4 电催化降解邻苯二甲酸酯类化合物的机制分析 |
| 6.2.5 Ce掺杂Ti/PbO_2 电极的可重复使用性 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表论文和参加的科研项目 |
（7）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 |
（8）表面活性剂调控土壤有机污染物生物有效性的预测模型及应用（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 农田土壤有机物污染及生物有效性调控研究进展 |
| 1 农田土壤有机污染物分布特征 |
| 2 农田土壤有机污染缓解阻控技术 |
| 2.1 土壤有机污染物的增强固定机制 |
| 2.2 植物吸收积累有机污染物的预测模型 |
| 2.3 表面活性剂阻控植物吸收积累有机污染物的预测模型 |
| 3 基于表面活性剂调控的农田土壤有机污染修复技术 |
| 3.1 有机污染物生物有效性与赋存形态的关系 |
| 3.2 表面活性剂对土壤有机污染物赋存形态的影响 |
| 3.3 表面活性剂增效微生物降解有机污染物 |
| 3.4 表面活性剂-植物协同强化微生物修复 |
| 4 存在问题 |
| 5 研究目标及思路 |
| 第二章 农田土壤有机污染物分布特征及影响因素 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验材料和仪器 |
| 1.2 实验方法和样品分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 农田土壤有机污染物的浓度水平和分布特征 |
| 2.2 自然因素对农田土壤有机物污染特征的影响 |
| 3 小结 |
| 第三章 阳离子表面活性剂阻控植物吸收有机污染物的微观机制及预测模型 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验材料和仪器 |
| 1.2 实验方法和样品分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 阳离子表面活性剂阻控植物吸收有机污染物的微观机制 |
| 2.2 土壤吸附系数、根部吸附系数以及生长转化系数的修订 |
| 2.3 阳离子表面活性剂阻控植物吸收有机污染物的模型验证 |
| 3 小结 |
| 第四章 基于生物有效性调控的农田土壤PAHs污染缓解阻控-增效修复一体化技术 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验材料和仪器 |
| 1.2 实验方法和样品分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 混合表面活性剂对土壤中菲和芘赋存形态的影响 |
| 2.2 混合表面活性剂对菲和芘生物有效性的影响 |
| 2.3 混合表面活性剂对土壤微生物群落结构的影响 |
| 2.4 PAHs污染农田缓解阻控-增效修复一体化技术应用初探 |
| 3 小结 |
| 第五章 研究结果及创新点 |
| 1 主要结果 |
| 1.1 农田土壤有机物污染特征及影响因素 |
| 1.2 阳离子表面活性剂阻控植物吸收积累有机污染物的微观机制及预测模型 |
| 1.3 混合表面活性剂缓解阻控-增效修复有机污染农田的一体化技术 |
| 2 创新点 |
| 3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间完成的成果 |
（9）邻苯二甲酸酯对斑马鱼生长发育及糖代谢的毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 邻苯二甲酸酯研究进展综述 |
| 1.1.1 邻苯二甲酸酯简介 |
| 1.1.2 邻苯二甲酸酯的理化性质 |
| 1.1.3 环境中邻苯二甲酸酯的来源和污染现状 |
| 1.1.4 邻苯二甲酸酯对生物体的危害 |
| 1.2 2型糖尿病 |
| 1.3 模式生物斑马鱼及其在环境毒理学中的应用 |
| 1.3.1 模式动物斑马鱼 |
| 1.3.2 斑马鱼在环境毒性评价中的应用 |
| 1.3.3 研究斑马鱼骨骼发育的方法 |
| 1.3.4 研究斑马鱼糖代谢的方法 |
| 1.4 研究背景及意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 第二章 PAEs对斑马鱼生长发育的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 溶液配制及引物信息 |
| 2.1.3 斑马鱼的饲养 |
| 2.1.4 PAEs急性毒性预实验 |
| 2.1.5 PAEs急性毒性实验 |
| 2.1.6 胚胎发育形态学指标检测 |
| 2.1.7 骨骼发育情况检测 |
| 2.1.8 实时荧光定量分析 |
| 2.1.9 数据统计分析 |
| 2.2 实验结果与分析 |
| 2.2.1 PAEs对斑马鱼幼鱼的致死数量 |
| 2.2.2 PAEs对斑马鱼胚胎24 hpf自主运动的影响 |
| 2.2.3 PAEs对斑马鱼幼鱼72 hpf心率的影响 |
| 2.2.4 PAEs对斑马鱼幼鱼的致畸作用 |
| 2.2.5 PAEs暴露对斑马鱼幼鱼骨骼发育的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 PAEs对斑马鱼糖代谢紊乱的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 溶液配制及引物信息 |
| 3.1.3 糖尿病模型建立 |
| 3.1.4 糖尿病模型的验证 |
| 3.1.5 PAEs对 AB野生型斑马鱼糖代谢相关基因的影响 |
| 3.1.6 PAEs暴露与斑马鱼患T2DM的风险 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 阳性对照-糖尿病模型的建立 |
| 3.2.2 糖尿病模型的验证 |
| 3.2.3 PAEs暴露对于斑马鱼糖代谢紊乱的影响 |
| 3.2.4 PAEs暴露与斑马鱼患T2DM的风险 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 结论 |
| 4.1 研究结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 存在的问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文 |
（10）大伙房水库中邻苯二甲酸酯污染水平及暴露风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 邻苯二甲酸酯的理化性质和毒理性质 |
| 1.1.2 邻苯二甲酸酯的产量和用途 |
| 1.1.3 邻苯二甲酸酯的污染来源 |
| 1.2 邻苯二甲酸酯的环境行为 |
| 1.2.1 邻苯二甲酸酯的生物降解 |
| 1.2.2 光降解 |
| 1.2.3 吸附-解析行为 |
| 1.3 国内外邻苯二甲酸酯的研究现状 |
| 1.3.1 大气中的邻苯二甲酸酯 |
| 1.3.2 水环境中的邻苯二甲酸酯 |
| 1.3.3 沉积物中的邻苯二甲酸酯 |
| 1.3.4 土壤中的邻苯二甲酸酯 |
| 1.3.5 邻苯二甲酸酯对人体的暴露途径 |
| 1.4 风险评价研究现状 |
| 1.4.1 邻苯二甲酸酯类物质的危害鉴别 |
| 1.4.2 剂量-反应分析 |
| 1.4.3 暴露评价 |
| 1.4.4 风险表征 |
| 1.4.5 研究现状 |
| 1.5 主要研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 1.6 研究意义 |
| 2 研究区概况与实验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 采样点分布与样品采集 |
| 2.2.1 采样点分布 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.3 实验仪器与实验试剂 |
| 2.3.1 实验仪器 |
| 2.3.2 实验试剂 |
| 2.4 样品前处理与测试条件 |
| 2.4.1 水样前处理 |
| 2.4.2 藻样品前处理 |
| 2.4.3 鱼样品前处理 |
| 2.4.4 测试条件 |
| 2.5 质量保证与实验数据分析 |
| 2.5.1 质量保证 |
| 2.5.2 实验数据分析 |
| 3 大伙房水库水体中邻苯二甲酸酯的分布与风险评价 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 各入库河流中邻苯二甲酸酯的空间分布及季节变化 |
| 3.2.1 各入库河流中邻苯二甲酸酯的空间分布 |
| 3.2.2 各入库河流中邻苯二甲酸酯的季节变化 |
| 3.3 大伙房水库库区内邻苯二甲酸酯的空间分布及季节变化 |
| 3.3.1 大伙房水库库区内邻苯二甲酸酯的空间分布 |
| 3.3.2 大伙房水库库区内邻苯二甲酸酯的季节变化 |
| 3.4 大伙房水库库区内及入库河流邻苯二甲酸酯各组分的浓度关系 |
| 3.5 库区内氮、磷浓度对邻苯二甲酸酯各组分影响 |
| 3.6 大伙房水库水体中邻苯二甲酸酯健康风险评价 |
| 3.6.1 风险评价方法选择 |
| 3.6.2 评价方法的参数选择与计算方法 |
| 3.6.3 风险值计算 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 大伙房水库藻中邻苯二甲酸酯的分布 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 藻中邻苯二甲酸酯的含量以及影响藻中邻苯二甲酸酯分布的因素 |
| 4.3 叶绿素的含量与水体中邻苯二甲酸酯含量相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 大伙房水库中鱼体内邻苯二甲酸酯分布与健康风险评价 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 鱼体内邻苯二甲酸酯含量与组成 |
| 5.2.1 鱼体内邻苯二甲酸酯的含量 |
| 5.2.2 不同组分邻苯二甲酸酯在各个品种鱼体内的分布状况 |
| 5.3 鱼体中邻苯二甲酸酯残留对人群的健康风险评价 |
| 5.3.1 风险评价方法选择 |
| 5.3.2 评价方法的参数选择与计算方法 |
| 5.3.3 风险值计算 |
| 5.3.4 健康风险评价不确定性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 邻苯二甲酸酯在水、藻、鱼之间的传递 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 藻与水体中邻苯二甲酸酯的相关性分析 |
| 6.3 库区水体中的邻苯二甲酸酯含量对鱼体内邻苯二甲酸酯含量的影响 |
| 6.4 藻中邻苯二甲酸酯含量与鱼体内残留的邻苯二甲酸酯相关性分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 附录格式说明 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
四、黄河水中邻苯二甲酸二乙酯的去除行为研究（论文参考文献）
- [1]辣椒及其种植环境中邻苯二甲酸酯类检测新方法研究[D]. 谢婧. 中南林业科技大学, 2021(02)
- [2]城市再生水厂出水中典型有机污染物的赋存情况及其生态风险评价[J]. 王龙,徐雄,朱丹,李雄勇,张广鑫,陈刚,刘权震,林利华,王东红. 环境科学学报, 2021(05)
- [3]污水处理厂邻苯二甲酸酯的分布、去除效果及其风险评价[D]. 冯子康. 河北大学, 2020(02)
- [4]基于十二胺与仲辛醇的多元混溶药剂浮选性能及机理研究[D]. 乔笑笑. 太原理工大学, 2020(01)
- [5]分子印迹MOFs组装及其对水中邻苯二甲酸酯选择性识别及靶向催化降解的研究[D]. 李曦同. 华南理工大学, 2020(05)
- [6]水中低分子量邻苯二甲酸酯类化合物的吸附去除与电催化降解研究[D]. 邓冬莉. 西南大学, 2020(05)
- [7]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)
- [8]表面活性剂调控土壤有机污染物生物有效性的预测模型及应用[D]. 李志恒. 浙江大学, 2020
- [9]邻苯二甲酸酯对斑马鱼生长发育及糖代谢的毒性效应研究[D]. 蒲诗雅. 中国科学院大学(中国科学院重庆绿色智能技术研究院), 2020(12)
- [10]大伙房水库中邻苯二甲酸酯污染水平及暴露风险评价[D]. 王争妍. 沈阳建筑大学, 2020(04)
标签：邻苯二甲酸二乙酯论文; 活性炭吸附法论文; 土壤改良论文; 土壤结构论文; 土壤检测论文;