一、7种邻苯二甲酸酯的模拟曝气降解性研究（论文文献综述）
张晓丽[1]（2021）在《天然矿物/生物炭复合材料制备及其对水体与垃圾渗滤液中PAEs的去除性能》文中提出目前,邻苯二甲酸酯（PAEs）污染物频繁地出现在各类自然水体和污水中,由于其具有内分泌干扰性且在环境中难以降解,随着生物累积等不可避免地对人类健康造成一定的威胁。吸附法因其操作简单、通用性强、成本效益高等特点,被广泛应用于污水中有机污染物的去除。同时,近年来通过光催化或过硫酸盐活化等方法产生的各类自由基对污染物的降解去除也备受关注。废弃果木枝条、天然矿物和海藻酸钠具有来源广泛、价格低廉和环境友好等优势。本文利用上述原料,通过高温限氧共热解法制备了三种天然矿物/生物炭复合材料,通过一系列表征手段和影响因素实验,探究了复合材料对水体中邻苯二甲酸二甲酯（DMP）和邻苯二甲酸二丁酯（DBP）的去除性能和机理,为有效治理水体中邻苯二甲酸酯污染及天然矿物/生物炭复合材料规模化应用提供新思路。本文主要研究内容和结果概括如下:（1）采用高温限氧共热解法制备了天然黄铁矿/生物炭复合材料（FSBC）。表征分析结果表明,与生物炭BC相比,FSBC具有更大的平均孔径、更丰富的表面官能团、更高的表面缺陷度,为污染物提供了更多的活性位点。FSBC具有磁性,可利用外部磁场将其从反应溶液中快速分离。FSBC对水体中DMP的去除实验研究表明,相较于BC,FSBC对DMP具有更高的去除率,4 h内可达92%以上。吸附过程符合准二级动力学和Langmuir等温吸附模型,且为自发吸热反应。pH值在4-10范围内对FSBC去除DMP影响不明显,HA使前30 min内DMP的去除速率有所降低,但对最终去除率影响不大,表明FSBC具有较强的抗干扰性和更广泛的实际应用性。五次循环后,FSBC对DMP的去除率仍维持在83%以上,在实际水体（自来水、黄河水和污水处理厂出水）中,DMP的去除率达66%以上。自由基猝灭实验和EPR测试表明,FSBC在降解去除DMP的过程中产生的主要自由基有·OH和SO4·-。经高分辨率质谱（HRMS）分析,检测出8种主要中间产物和4种开环产物。FSBC对DMP的高效去除归因于吸附-降解的协同作用。（2）在天然黄铁矿和生物炭存在的基础上引入天然黄铜矿,通过高温限氧共热解法制备得到了天然黄铁矿/黄铜矿/生物炭复合材料（FCSBC）,当天然黄铁矿、黄铜矿与生物质质量比为5%:5%:90%（FCSBC90）时,其对DBP的去除性能更好,反应4 h后去除率可达98.04%。吸附过程符合准二级动力学方程和Langmuir等温模型,且为自发吸热反应。p H在4-10范围内对DBP的去除几乎无影响,HA对DBP的去除效果稍有抑制。经五次循环后,FCSBC对DBP的去除率仍稳定在88%以上。在实际水体（自来水、黄河水、污水处理厂出水和垃圾渗滤液）中,DBP的去除率仍维持在75%以上。由于过渡金属Cu的引入,在反应过程中产生了更多且更丰富的自由基(·OH、SO4·-和O2·-),更有利于DBP的降解去除。电化学实验结果表明,FCSBC90具有较高的电子传输与转移能力和更高的催化活性。结合批平衡吸附实验、电化学实验、自由基猝灭实验和EPR测试可知,FCSBC90对DBP的去除主要归因于物理化学吸附与自由基降解的协同作用。（3）基于前述研究结果,以海藻酸钠（SA）为交联剂,制备了SA@FCSBC凝胶小球,以DBP为目标污染物,通过动态连续流填充柱实验,考察了SA@FCSBC凝胶小球对水体与垃圾渗滤液中PAEs去除的实际应用性能。在模拟小型实验装置（柱高为25 cm,直径为2 cm）中,通过动态连续流SA@FCSBC填充柱去除超纯水配水中DBP的试验研究,得到最佳运行条件:填充量为4.0 g,进水流量为1.7 mL/min,反应平衡时间为8 h。在最佳运行条件下,研究了动态连续流SA@FCSBC填充柱去除以垃圾渗滤液为背景溶液中的DBP,8 h后DBP的去除率可达92.90%。中性及弱碱性条件有利于DBP的去除。经四次循环后,SA@FCSBC对渗滤液中DBP的去除率仍可达91.20%,表明SA@FCSBC具有优异的重复利用性。
李曦同[2]（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》文中指出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。
郑严[3]（2020）在《邻苯二甲酸酯降解酶的筛选及其在土壤修复中的应用》文中进行了进一步梳理邻苯二甲酸酯类化合物（Phthalate esters,PAEs）是一类典型的优控污染物,具有内分泌干扰、神经毒性、免疫毒性等多种危害,可通过食物链进入人体进而对人体健康造成严重威胁。在农业生产过程中,由于农用塑料地膜的大规模使用,农田土壤成为PAEs的重要汇集地,农田土壤的修复要求在去除土壤中污染物的同时,保持其生态功能。因此,研究一种农田土壤的绿色修复技术对促进农业绿色生产和降低人体健康风险具有重要意义。本论文以邻苯二甲酸酯PAEs作为目标污染物,通过对比5种常见商业酶对PAEs的降解情况,确定产自假丝酵母菌的脂肪酶为PAEs降解酶,在水体系中研究了脂肪酶对不同烷基链长PAEs的结构选择性并进行了PAEs降解产物的分析和降解途径的推断。开展了不同条件下脂肪酶对PAEs污染农田土壤的修复研究,探究了生物炭对游离态脂肪酶的固定化及固定化脂肪酶在农田土壤修复中的应用。本研究主要结论如下:（1）通过对比5种商业酶对PAEs的降解效果发现,在漆酶（有无氧化还原介体）、过氧化物酶和α-淀粉酶参与的反应中均未表现出明显的降解活性,而羧酸酯酶和脂肪酶则可有效降解系统中7种不同的PAEs,降解效率保持在88.14%～99.16%之间。（2）不同烷基链长的PAEs在脂肪酶催化反应体系中各时间点下所检测到的相对浓度表现出不同的降解趋势,在水体系中脂肪酶对7种PAEs的催化降解符合一级降解动力学（R2>0.97）,随着PAEs烷基链的增长和分子量的增加,其降解速率会逐渐变慢。通过分析降解速率常数、半衰期和辛醇水分配系数(log Kow)的相关性可知,随着PAEs的log Kow增加,其水溶性降低,污染物质与酶的结合就越困难,降解速率就越慢。综合以上分析可知,水体系中脂肪酶对7种PAEs的结构选择性表现为,降解速率由大到小顺序:DMP>DEP>Di BP>Dn BP>DEHP>Dn OP>Dn NP。（3）在脂肪酶催化作用下PAEs首先通过酯键断裂水解为其对应单酯MPEs,再经一步水解生成产物PA。以此可知,直接通过酶作用于目标污染物的研究方法可获得相对于微生物降解更为清晰的污染物降解途径,这使得污染物的生物降解机理更为清晰化。（4）脂肪酶可以明显降解土壤中的PAEs,最优条件下的7种PAEs降解率保持在47.5%～73.9%。采用控制变量法对不同因素对修复过程的影响进行了分析,研究分析发现:脂肪酶浓度控制在2 U/g水平可保证修复工作有效且经济;土壤p H和温度是通过直接影响脂肪酶活性进而影响降解效果;土壤含水率保持在45%时,脂肪酶在土壤环境中的流动性受限制程度较小且降解速率较快;光照及土壤微生物对脂肪酶降解土壤中PAEs不具有显着影响（p>0.05）。通过对土壤体系中脂肪酶降解PAEs情况进行一级动力学方程的拟合,发现同水体系中脂肪酶对于不同PAEs的结构选择性相同,随着PAEs烷基链的增加,其降解效率会随之降低。此外,土壤中不同PAEs的降解速率常数均小于水体系下对应PAEs的速率常数,这主要是由反应体系中酶分子和目标污染物的流动性决定的。（5）分别研究了不同因素对固定化脂肪酶的酶活性回收率的影响,结果显示,当固定化条件为4 U/m L的脂肪酶浓度、生物炭粒径为40目、固定化反应时间为5 h时,固定化脂肪酶的酶活性回收率可以达到68%～73%,且其热稳定和酸碱稳定性均优于游离态脂肪酶。通过比较游离态脂肪酶及固定化脂肪酶对土壤中PAEs的作用影响发现,在相同酶浓度水平下培养168 h,游离态脂肪酶体系中PAEs的降解效率在42.1%～72.3%的范围内,而固定化脂肪酶体系中的PAEs降解效率为46.8%～76.8%,固定化脂肪酶表现出了比游离态脂肪酶更为持久有效的降解效果。因此,以生物炭为载体的固定化脂肪酶在PAEs污染的农田土壤中的应用具有较强的优势和可实践价值。
韩余[4]（2020）在《我国快餐食品包装物中典型有害物污染特征及健康风险》文中研究指明近年来,我国快餐食品外卖呈爆炸性增长。这些快餐食品通常使用塑料和纸张等包装物。为了使包装物具有较好的延展性、特定的色泽以及稳定性,通常会使用一些化学品。另外,这些产品可能使用了再生材料,先前的使用中可能带入了一些有害物质。然而,我国快餐食品包装物中有害物的污染特征及其人体健康风险了解十分有限。邻苯二甲酸酯（Phthalate esters,PAEs）通常作为塑化剂被广泛使用,尤其是使用于塑料材质中;铬、铅、铜等重金属通常被作为颜料、稳定剂、着色剂等添加于塑料和纸张包装物中。目前,关于快餐食品包装物中PAEs及重金属污染及其健康风险鲜见报道。因此,本研究采集了选取聚丙烯塑料、发泡聚苯乙烯以及纸质材料等典型快餐食品包装物,分析PAEs和重金属含量水平,调查其赋存与产品特性的关系,评估人体暴露的健康风险,以期为快餐食品包装物产品的健康风险管理提供科学依据。研究了我国快餐食品包装物中16种PAEs污染特征。结果表明,我国快餐食品包装物中∑16PAEs含量为0.12-86.1 μg/g。其中,二（2-乙基己基）邻苯二甲酸酯（DEHP）、邻苯二甲酸二丁酯（DnBP）和邻苯二甲酸二异丁酯（DiBP）是含量最高的三种单体,三种单体对总含量贡献的中值为分别为38.7%、37.9%和15.9%。不同材料的样本中PAEs的污染水平不同,发泡聚苯乙烯包装物中PAEs污染最严重,这可能与原材料和加工过程中PAEs的人为添加有关。本研究中PAEs含量和以前食品包装物中PAEs含量相比处于中等水平,且低于中国、美国和欧盟相应的PAEs限制含量。模拟了特定暴露场景下快餐食品包装物中PAEs的迁移释放,评估了不同人群潜在的暴露风险。模拟实验结果表明,PAEs可以从快餐食品包装迁移到到脂肪类食品,∑16PAEs的总迁移率的中位数最高的是发泡聚苯乙烯包装物（40.8%）,其次是有色聚丙烯塑料包装物（30.4%）和纸质包装物（29.4%）,最低的是无色聚丙烯塑料包装物（25.3%）。和以前快餐食品包装中PAEs的研究相比,本研究快餐食品包装物中PAEs暴露量处于中等水平。健康风险分析表明,快餐食品包装物中浸出的邻苯二甲酸二甲酯（DMP）、邻苯二甲酸二乙酯（DEP）、DiBP、DnBP、邻苯二甲酸丁苄酯（BzBP）和DEHP六种PAEs的非致癌风险可接受,但超过70%快餐食品包装物中浸出的DEHP的致癌风险超出了可接受水平（1.0×10-6）。研究了我国快餐食品包装物中7种重金属污染特征。结果表明,Cr、Sb、Ni和Co的检出率最高,均为100%。我国快餐食品包装物中7种重金属中值含量为0.02-5.73 μg/g。本研究中的金属含量均低于中国国标的限制含量。和以前食品包装物中重金属含量相比,我们的结果处于中等水平。不同材料的样本中重金属的污染水平不同,其中发泡聚苯乙烯包装物中重金属污染最严重,这可能与原材料和加工过程中重金属污染有关。模拟了在特定暴露场景下快餐食品包装物中重金属的迁移释放,评估不同人群潜在的暴露风险。模拟实验结果表明,重金属从不同材质的快餐食品包装物到脂肪类食品的迁移效率不同,其中纸质食品包装物中Pb和Sb的迁移效率最高,分别为38.8%和42.4%。发泡聚苯乙烯包装物中Ni和Co的迁移效率最高,分别为12.3%和23.2%。本研究快餐食品包装物中重金属的迁移含量符合相关标准。和以前的研究相比,本研究的快餐食品包装物中重金属暴露量处于较低水平。健康风险分析表明,人体暴露于快餐食品包装物中浸出的重金属的非致癌风险和Cd的致癌风险可接受（<1.0×10-6）。
张瑞[5]（2020）在《再生水补给型城市景观水体生态健康与修复工程效果评价体系构建与应用》文中认为水资源紧缺严重制约了我国现代城市的快速发展。再生水的循环利用是有效解决城市水资源紧缺瓶颈问题的重要方法之一。将城市生活污水再生,作为景观水体的重要补给水源,其用量及其在景观水体补给中的比例逐年显着增高。然而,由于再生水水质的特性,大量补给进景观水体,势必带来城市景观水质和生态环境的变化。其对城市景观水体产生的水质、生态风险及水生态健康等影响正逐步受到人们的关注。因此,本文针对我国特大型城市景观水体的水生态健康及其采用的水生态修复工程,建立了有特色的评价指标体系并进行评估。首先,本文对再生水长期补给的城市景观河流开展跟踪监测,进行典型污染物（营养物、重金属、挥发性有机污染物（VOCs）、邻苯二甲酸脂类（PAEs）、多环芳烃（PAHs）和多氯联苯（PCBs））的识别及生态环境风险评估。研究结果表明,再生水长期补给城市景观河流存在TN、TP、Pb和VOCs的超标情况。其中,重金属、VOCs和PCBs表现出较高的生态环境风险。其次,本文采用层次分析法原理构建了再生水补给型城市景观水体水生态健康评价体系,包含3个层次、6个准则、15项指标,着重反映了城市景观水体再生水补给型、生态环境风险及社会景观服务功能等三个方面特色。采用该评价体系对长期再生水补给的北京市南护城河的水生态健康进行了评价。满分5分情况下,该水系得分3.52,水生态健康等级为“较健康”。生物多样性和生态风险是显着影响南护城河水生态健康水平的重要原因。其中,底栖动物多样性指数与水生植物覆盖度的不足,形成较差的河流底部生境,不利于生物群落生长繁衍;重金属生态风险指数与有机物风险熵得分低,在极端状态下存在较高潜在生态风险。上述研究表明,本文所建立的水生态健康评价体系不仅能够准确反映出南护城河水生态健康状况,而且诊断长期再生水补给型城市景观水体中确实存在重金属、特征有机污染物和生物体系不完整带来的生态健康风险。最后,本文构建了城市景观水体水生态修复工程效果评价指标体系,包含4个层次、3个系统、7个准则、19项指标,重点体现了再生水补给、城市景观和社会影响功能需求等特色指标。采用该评价体系对再生水补给的北京陶然亭湖和土城沟河进行案例评价,在满分5分情况下得分为3.35与2.92,水生态修复工程修复效果等级分别为“良”与“一般”。评价结果表明,陶然亭湖水生态系统结构经修复工程的实施,恢复效果良好,但以藻类多样性与水生植物覆盖度主导的水生生物多样性依然需要改善。土城沟水生态系统结构基本恢复,但其水生生物体系不完整,生态亲和度差。此外,土城沟水生态修复工程的运行费用较高,经济负担较重。为进一步提升土城沟河景观及社会功能,需要通过生态修复工程进一步改善水质,构建亲水性强、和谐的景观效应。上述研究表明,该评价体系能够准确地的反映出评价对象所采用生态修复工程的效果,并诊断生态修复工程存在的问题,提出有效建议。本文构建的两个评价指标体系,对于提升北京市景观水体的水生态健康和水生态修复效果,改善水生态环境质量具有指导作用。对于再生水补给型城市景观水体的水生态健康、生态环境质量的改善,选择与优化生态修复工程具有借鉴作用。
肖芳[6]（2020）在《贵阳城市污水处理厂微量有机污染物去除效果及风险评价》文中研究说明微量有机污染物具有低浓度、有毒有害、难降解的特征,在污水处理系统中难以去除进而对水环境和人体健康产生影响备受关注。城市污水处理厂尾水作为水环境中微量有机污染物的重要输入源,随着水环境中微量有机污染物的频繁检出,微量有机污染物的源头减排及污水处理厂的高效去除成为环境科学与工程领域的研究热点。本研究选择贵阳4座城市污水处理厂作为研究对象,探究污水中10种抗生素和6种邻苯二甲酸酯（PAEs）、2种烷基酚（APs）以及2种双酚A共计20种微量有机污染物在污水处理系统中的分布特征、去除特征及对受纳水体的风险评估。研究结果可为在掌握污水处理厂对微量有机污染物的去除规律基础上探索如何高效去除微量有机污染物的措施提供支撑,也为我国水环境中微量有机污染物的标准制定提供重要参考。贵阳市4座污水处理厂进水中抗生素总浓度平均值为652.16±80.11ng/L,氧氟沙星是检出浓度最高的抗生素。4座污水处理厂对抗生素平均去除率为61.64±22.20%。4座污水处理厂抗生素去除率表现为一级处理（物理沉淀）<二级处理（生化处理阶段）<三级处理（絮凝沉淀+消毒）。贵阳市4座污水处理厂对EDCs总去除率达到57.71%以上。EDCs的平均去除率表现为一级处理（物理沉淀）<三级处理（絮凝沉淀+消毒）<二级处理（生化处理阶段）。抗生素和EDCs的去除率表现为冬季高于夏季。W1厂、W3厂以及W4厂的生物降解对总体抗生素去除效果较差,W2中总体抗生素以生物降解为主要去除途径,污泥吸附为次要去除途径。W1生物降解对EDCs的去除效果较差。W2和W4中EDCs以污泥吸附为主要去除途径,以生物降解为次要去除途径。W3中EDCs污泥吸附和生物降解去除比例相近。抗生素中土霉素对受纳水体水生生物有中等风险,氧氟沙星对受纳水体有高风险。纳污河流中对受纳水体水生生物具有高风险EDCs种类为辛基酚。
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。
白强[8]（2020）在《典型持久性有机污染物在渭河流域西咸段的分布及在DE氧化沟中的降解特征分析》文中认为邻苯二甲酸酯（PAEs）和多环芳烃（PAHs）是水环境中最为常见的两类持久性有机污染物。其中,PAEs是一类内分泌干扰物,具有生殖毒性和生长发育毒性。PAHs容易在生物体内蓄积,具有较强的致癌、致畸和致突变性。鉴于PAEs和PAHs对人体健康危害极大,许多国家都将这两类物质列入环境优先控制污染物名单。本研究首先调查了渭河流域西安、咸阳段水体中PAEs和PAHs的污染状况,之后又研究了PAEs和PAHs在某入渭污水处理厂中的降解特征及出水中的赋存浓度,为渭河流域西咸段水体中PAEs和PAHs的污染溯源提供了理论依据。主要的研究成果如下:（1）首先建立了固相萃取-气相色谱/质谱联用法（GC-MS/MS）测定水中邻苯二甲酸酯（PAEs）和多环芳烃（PAHs）的分析方法,采用内标法定量。该方法水样中PAEs的平均加标回收率为74.285.4%,泥样中PAEs的平均加标回收率为69.582.1%;PAEs的检测限为0.751.68μg/L,定量限为2.265.04μg/L,日内标准偏差为2.085.35%,日间标准偏差为4.016.24%;PAHs的检测限为0.391.67%,定量限为1.175.00μg/L,日内标准偏差为1.245.30%,日间标准偏差为1.289.16%。（2）以PAEs和PAHs作为研究对象,使用气相色谱-三重四级杆质谱联用仪（GC-MS/MS）对其在渭河流域西安、咸阳段16个取样点的赋存浓度进行检测。结果显示:接纳污水处理厂尾水的沣河、皂河和灞河丰水期ΣPAEs浓度为4006.714334.45 ng/L,ΣPAHs浓度为402.66892.15 ng/L;枯水期ΣPAEs浓度为13338.2513753.83ng/L,ΣPAHs浓度为161.75184.21 ng/L。未接纳污水处理厂尾水的杨凌、漆水河、黑河、兴平、涝河、新河、咸阳铁桥、南营、天江人度、泾河、耿镇桥、临河和新丰河丰水期ΣPAEs浓度为4134.7034192.79 ng/L,ΣPAHs浓度为379.002146.19 ng/L;枯水期ΣPAEs浓度为13146.6040600.52 ng/L,ΣPAHs浓度为100.52699.63 ng/L。上述结果表明接纳污水处理厂尾水的沣河、皂河和灞河PAEs和PAHs浓度处于比较低的水平,说明污水处理厂对PAEs和PAHs有很大的削减作用。（3）通过对北石桥污水处理厂各级构筑物及DE氧化沟1个周期水相和泥相中PAEs和PAHs赋存浓度进行检测。结果显示污水处理厂进水中能够检出5种PAEs和6种PAHs,生物处理单元是其去除的主要场所。其中,厌氧选择池对水相中PAEs的去除率为DEHA（33.6%）>DEHP（33.1%）>DEP（25.7%）>DBP（24.6%）>DMP（17.5%）,对PAHs的去除率为Chr（35.9%）>Pyr（35.0%）>Flu（32.7%）>Phe（30.3%）>Ant（28.0%）>Nap（27.3%）,主要是由二沉池回流污泥的稀释作用和吸附作用所致。在后续DE氧化沟处理中,水相中PAEs的去除率为DEP（89.3%）>DMP（86.4%）>DBP（58.0%）>DEHP（29.4%）>DEHA（19.0%）,PAHs的去除率为Nap（68.75%）>Ant（58.33%）>Flu（48.57%）>Phe（45.65%）>Pyr（12.31%）>Chr（8.54%）,在泥相中这两类物质的浓度基本保持不变,表明生物降解是PAEs和PAHs去除的主要原因。出水PAEs浓度为49.054575.06 ng/L,去除率为47.4492.00%;PAHs浓度为4.25165.25 ng/L,去除率为42.9776.93%,大部分污染物都在污水处理厂被去除,所以污水处理厂的点源污染不是渭河主要的污染源。
王争妍[9]（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》文中研究指明邻苯二甲酸酯（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。
唐锦平[10]（2019）在《土壤中邻苯二甲酸酯的生物可降解性及影响因素研究》文中研究说明邻苯二甲酸酯（PAEs）是环境中常见的有机污染物,由于被广泛使用导致环境中PAEs的污染日益加重,且PAEs具有“三致”毒性,对人类身体健康造成巨大威胁。在自然条件下,由于PAEs的水解、光解以及挥发速率很慢,因此生物降解被认为是消除PAEs的主要手段。本论文从中国四个不同地区（长沙、长春、沧州和银川）典型农田中采集土壤样品,以土壤中较为常见的两种PAEs,邻苯二甲酸二乙酯（DEP）和邻苯二甲酸二丁酯（DBP）为目标污染物,结合一系列动力学实验,探究了影响PAEs在不同地区土壤中降解的主要因素。并初步得到以下结论:（1）在微生物降解PAEs的过程中,吸附是降解的前提,细菌首先会将PAEs吸附在菌体表面,然后被微生物利用,在降解酶的作用下代谢转化成为自身营养物质。细菌对PAEs的吸附主要是通过C-H的伸缩振动相互作用的。而表面活性剂能通过改变细菌对PAEs的吸附,从而进一步影响细菌对PAEs的降解,因此选择一种合适种类及浓度的表面活性剂能够更安全、高效的修复土壤中PAEs污染。（2）不同地区土壤对PAEs的吸附作用主要受土壤有机质含量的控制,但PAEs在农田土壤中的降解速率与土壤吸附亲和力并没有显着的相关性,而更容易受土壤其他性质的影响。结合在均相体系中进行的生物降解实验可以得出,土壤有机质含量和pH值是改变PAEs在土壤中生物可降解性的主要因素。（3）DOM是影响PAEs生物降解的一个非常重要的因素,其影响方式主要有两个方面,一方面是DOM能够促进微生物的生长以及提高酶的活性。另一方面则是DOM与PAEs的结合导致与微生物的隔离作用。基于本论文实验成果来看,DOM对PAEs生物降解的增强机制主要是由于DOM刺激了微生物的生长并提高了降解酶的活性。
二、7种邻苯二甲酸酯的模拟曝气降解性研究（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、7种邻苯二甲酸酯的模拟曝气降解性研究（论文提纲范文）
（1）天然矿物/生物炭复合材料制备及其对水体与垃圾渗滤液中PAEs的去除性能（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体中邻苯二甲酸酯污染概述 |
| 1.1.1 邻苯二甲酸酯概况 |
| 1.1.2 水体中邻苯二甲酸酯的来源与危害 |
| 1.1.3 水体中邻苯二甲酸酯的污染现状 |
| 1.2 垃圾渗滤液水质特性及其中邻苯二甲酸酯的污染现状 |
| 1.3 水体中邻苯二甲酸酯的去除方法 |
| 1.3.1 生物降解法 |
| 1.3.2 高级氧化法 |
| 1.3.3 膜分离法 |
| 1.3.4 吸附法 |
| 1.4 天然矿物/生物炭复合材料及其对水体污染物去除研究进展 |
| 1.4.1 天然矿物/生物炭复合材料制备方法研究进展 |
| 1.4.2 天然矿物/生物炭复合材料对水体污染物去除应用研究进展 |
| 1.5 天然矿物/生物炭凝胶小球制备及其对水体污染物去除研究进展 |
| 1.6 选题依据及研究内容 |
| 1.6.1 选题依据及意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 1.6.4 论文特色和创新点 |
| 参考文献 |
| 第二章 天然黄铁矿/生物炭复合材料对水体中邻苯二甲酸二甲酯的去除 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2.2 材料的制备 |
| 2.2.3 材料表征及分析方法 |
| 2.2.4 材料对DMP的去除研究 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 材料的表征分析 |
| 2.3.2 FSBC对 DMP的去除性能研究 |
| 2.3.3 FSBC的重复利用性研究 |
| 2.3.4 电化学实验结果分析 |
| 2.3.5 FSBC对 DMP的去除机理探究 |
| 2.3.6 DMP降解途径 |
| 2.3.7 FSBC在实际水体中的应用研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 天然黄铁矿/黄铜矿/生物炭复合材料对水体中邻苯二甲酸二丁酯的去除 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2.2 材料的制备 |
| 3.2.3 材料表征及分析方法 |
| 3.2.4 材料对DBP的去除研究 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 材料的表征分析 |
| 3.3.2 材料对 DBP 的去除性能研究 |
| 3.3.3 复合材料的重复利用性研究 |
| 3.3.4 复合材料对DBP的去除机理研究 |
| 3.3.5 DBP的降解途径 |
| 3.3.6 复合材料在实际水体中的应用性能研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 海藻酸钠@天然黄铁矿/黄铜矿/生物炭凝胶小球的制备及其对垃圾渗滤液中邻苯二甲酸酯的去除 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2.2 材料的制备 |
| 4.2.3 材料表征及分析方法 |
| 4.2.4 实验装置 |
| 4.2.5 实验方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 SA@FCSBC小球的表征分析 |
| 4.3.2 超纯水体系中DBP的去除 |
| 4.3.3 垃圾渗滤液中DBP的去除 |
| 4.3.4 去除机理分析 |
| 4.3.5 经济成本估算 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（2）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 |
（3）邻苯二甲酸酯降解酶的筛选及其在土壤修复中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究思路及技术路线 |
| 1.4.1 研究思路 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.5 研究创新点 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 邻苯二甲酸酯的基本概述 |
| 2.1.1 PAEs的基本性质 |
| 2.1.2 PAEs在环境中的污染情况 |
| 2.1.3 PAEs对人体的毒性效应 |
| 2.2 脂肪酶 |
| 2.2.1 脂肪酶的来源与应用 |
| 2.2.2 脂肪酶的催化反应机理 |
| 2.3 酶的固定化 |
| 2.3.1 固定化方法研究现状 |
| 2.3.2 脂肪酶的固定化研究 |
| 第三章 实验材料与方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 水体中PAEs及降解产物的提取 |
| 3.3 土壤中PAEs的提取与净化 |
| 3.3.1 土壤中PAEs的提取 |
| 3.3.2 样品的浓缩与净化 |
| 3.4 酶活性及固定化率的测定 |
| 3.4.1 游离酶酶活性的测定 |
| 3.4.2 固定化率的测定 |
| 3.5 仪器分析方法 |
| 3.5.1 GC-MS/MS仪器条件 |
| 3.5.2 UPLC-MS/MS仪器条件 |
| 3.5.3 场发射扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 3.6 质量保证和质量控制(QA/QC) |
| 3.6.1 储备液及标准曲线的配制 |
| 3.6.2 回收率 |
| 3.6.3 检出限 |
| 3.7 数据处理 |
| 第四章 脂肪酶催化降解PAEs的结构选择性及降解途径 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同酶对PAEs降解效果对比 |
| 4.3 脂肪酶对PAEs的结构选择性 |
| 4.4 脂肪酶对PAEs的降解途径及产物分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 脂肪酶降解土壤中PAEs的影响因素及动力学分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 酶浓度对土壤中PAEs降解的影响 |
| 5.3 温度对脂肪酶降解土壤中PAEs的影响 |
| 5.4 pH对脂肪酶降解土壤中PAEs影响的研究中 |
| 5.5 土壤含水率对脂肪酶降解土壤中PAEs的影响 |
| 5.6 光照与黑暗条件对脂肪酶降解土壤中PAEs的影响 |
| 5.7 土壤微生物对土壤中PAEs降解的影响及与酶的比较 |
| 5.8 土壤体系中脂肪酶降解PAEs的动力学分析 |
| 5.9 本章小结 |
| 第六章 生物炭固定化脂肪酶的研究及其在PAEs污染土壤的中的应用 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 固定化方法及条件优化 |
| 6.2.1 生物炭的活化 |
| 6.2.2 相对酶活性及酶活性回收率的定义 |
| 6.2.3 添加酶浓度对固定化脂肪酶活性的影响 |
| 6.2.4 生物炭粒径对固定化脂肪酶活性的影响 |
| 6.2.5 固定化时间对固定化脂肪酶活性的影响 |
| 6.3 固定化脂肪酶的稳定性研究 |
| 6.3.1 固定化脂肪酶的热稳定性研究 |
| 6.3.2 固定化脂肪酶的酸碱稳定性研究 |
| 6.4 固定化脂肪酶的施用对PAEs污染土壤的影响 |
| 6.4.1 固定化脂肪酶降解土壤中PAEs |
| 6.4.2 土壤理化性质的研究 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 3 参与的科研项目及获奖情况 |
| 学位论文数据集 |
（4）我国快餐食品包装物中典型有害物污染特征及健康风险（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 食品包装物概述 |
| 1.2.1 食品包装物的种类和使用情况 |
| 1.2.2 食品包装物的安全管理 |
| 1.2.3 快餐包装中污染物的研究进展 |
| 1.3 PAEs概述 |
| 1.3.1 PAEs理化性质和使用情况 |
| 1.3.2 PAEs危害性和应用限制 |
| 1.3.3 食品包装物中PAEs的研究进展 |
| 1.4 重金属概述 |
| 1.4.1 重金属概况 |
| 1.4.2 重金属危害性及应用限制 |
| 1.4.3 食品包装物中重金属的研究进展 |
| 1.5 研究内容与创新点 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.5.3 创新点 |
| 1.6 本章小结 |
| 第二章 样品采集及分析方法的建立 |
| 2.1 样品采集 |
| 2.2 快餐食品包装物PAEs分析方法 |
| 2.2.1 仪器与试剂材料 |
| 2.2.2 快餐食品包装物PAEs前处理方法 |
| 2.2.3 快餐食品包装物PAEs仪器分析 |
| 2.2.4 质量控制和质量保证 |
| 2.3 快餐食品包装物重金属分析方法 |
| 2.3.1 仪器与试剂材料 |
| 2.3.2 快餐食品包装物重金属前处理方法 |
| 2.3.3 快餐食品包装物重金属仪器分析 |
| 2.3.4 质量控制与质量保证 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 快餐食品包装物PAEs污染特征和健康风险 |
| 3.1 快餐食品包装物PAEs的含量 |
| 3.2 快餐食品包装物PAEs的污染模式 |
| 3.3 快餐食品包装物PAEs迁移特征 |
| 3.4 快餐食品包装物PAEs的人体暴露 |
| 3.5 健康风险评价 |
| 3.6 不确定性分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 快餐食品包装物重金属污染特征及健康风险 |
| 4.1 快餐食品包装物重金属的含量 |
| 4.2 快餐食品包装物重金属的来源 |
| 4.3 快餐食品包装物重金属的迁移特征 |
| 4.4 快餐食品包装物重金属的暴露情况 |
| 4.5 健康风险评价 |
| 4.6 不确定性分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（5）再生水补给型城市景观水体生态健康与修复工程效果评价体系构建与应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 再生水景观回用现状与发展趋势 |
| 1.2.2 景观水体水生态系统健康评价研究进展 |
| 1.2.3 景观水体水生态修复工程评价研究进展 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的与意义 |
| 1.3.2 研究内容与技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究对象概况 |
| 2.1.1 水生态健康评价研究对象 |
| 2.1.2 水生态修复工程研究对象 |
| 2.2 实验所用药品和仪器 |
| 2.2.1 实验所用药品 |
| 2.2.2 实验所用仪器 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 采样方法及预处理 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 2.3.3 数据处理方法 |
| 2.3.4 指标评价方法 |
| 2.3.5 评价体系构建方法 |
| 3 再生水补给型城市景观水体水质现状与风险分析 |
| 3.1 河段水文概况 |
| 3.2 河段水质现状 |
| 3.2.1 河段常规水质概况 |
| 3.2.2 河段重金属分析 |
| 3.2.3 河段有机污染物分析 |
| 3.3 河段生态风险分析 |
| 3.3.1 河段重金属生态风险分析 |
| 3.3.2 河段有机物生态风险分析 |
| 3.4 河段浮游植物与底栖动物分析 |
| 3.4.1 浮游植物分析 |
| 3.4.2 底栖动物分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 再生水补给型城市景观水体水生态健康评价研究 |
| 4.1 评价指标体系构建 |
| 4.1.1 城市景观水体生态健康评价方法评述 |
| 4.1.2 再生水补给型城市景观水体水生态健康评价指标构建与数据获取 |
| 4.2 权重确定 |
| 4.2.1 专家打分确定权重 |
| 4.2.2 判断矩阵构造与解析 |
| 4.2.3 层次单排序及一致性检验 |
| 4.2.4 层次总排序及一致性检验 |
| 4.3 评价方法与结果分级 |
| 4.3.1 单一指标评价方法 |
| 4.3.2 评价体系计算方法 |
| 4.3.3 评价结果分级 |
| 4.4 北京南护城河水生态健康评价与诊断 |
| 4.4.1 评价数据获取 |
| 4.4.2 评价结果分析 |
| 4.4.3 案例水生态健康改善建议 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 再生水补给型城市景观水体水生态修复工程评价 |
| 5.1 再生水补给型景观河湖水生态修复工程案例分析 |
| 5.1.1 现有景观河湖水生态修复技术对比 |
| 5.1.2 龙潭湖水生态修复工程 |
| 5.1.3 陶然亭湖水生态修复工程 |
| 5.1.4 潮白河水生态修复工程 |
| 5.1.5 土城沟水生态修复工程 |
| 5.1.6 国内外城市河湖水生态修技术分析与建议 |
| 5.2 评价指标体系构建 |
| 5.2.1 城市景观水体水生态修复工程评价方法评述 |
| 5.2.2 再生水补给型城市景观水体水生态修复工程评价指标构建与数据获取 |
| 5.3 权重确定 |
| 5.3.1 专家打分确定权重 |
| 5.3.2 权重计算 |
| 5.4 评价方法与结果分级 |
| 5.4.1 单一指标评价方法 |
| 5.4.2 评价体系计算方法 |
| 5.4.3 评价结果分级 |
| 5.5 陶然亭湖水生态修复工程评价 |
| 5.5.1 评价数据获取 |
| 5.5.2 评价结果及分析 |
| 5.5.3 陶然亭湖水生态修复工程管理与升级改造建议 |
| 5.6 土城沟水生态修复工程评价 |
| 5.6.1 评价数据获取 |
| 5.6.2 评价结果与分析 |
| 5.6.3 土城沟水生态修复工程管理与升级改造建议 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 公众调查问卷 |
| 附录B 指标权重专家打分表 |
| 附录C 再生水补给型城市景观水体水生态健康评价体系指标权重专家打分结果汇总表 |
| 附录D 定性指标专家评价打分表 |
| 附录E 再生水补给型城市景观水体水生态修复工程评价体系指标权重专家打分结果汇总表 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 博士在读期间成果清单 |
| 致谢 |
（6）贵阳城市污水处理厂微量有机污染物去除效果及风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 环境中微量有机污染物来源及危害 |
| 1.2 污水中微量有机污染物的残留及去除 |
| 1.2.1 抗生素在污水厂中的残留及去除 |
| 1.2.2 EDCs在污水厂中残留及去除 |
| 1.3 污水厂尾水中微量有机污染物的生态风险 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 研究技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 样品采集 |
| 2.2 样品前处理 |
| 2.2.1 仪器与材料 |
| 2.2.2 样品中抗生素前处理 |
| 2.2.3 样品中EDCs前处理 |
| 2.3 样品分析方法 |
| 2.3.1 微量有机污染物检测方法 |
| 2.3.2 常规指标检测方法 |
| 2.4 数据统计 |
| 第3章 污水处理厂对抗生素与EDCs的去除 |
| 3.1 污水中抗生素与EDCs的污染特征 |
| 3.1.1 污水中抗生素的污染特征 |
| 3.1.2 污水中EDCs的污染特征 |
| 3.2 抗生素与EDCs的去除效果 |
| 3.2.1 各处理单元中抗生素的去除效果 |
| 3.2.2 各处理单元中EDCs的去除效果 |
| 3.2.3 微量有机污染物的去除路径 |
| 3.3 微量有机污染物和常规水质参数去除的相关性分析 |
| 3.4 季节变化对微量有机污染物去除的影响 |
| 3.4.1 冬季典型微量有机污染物浓度分布特征 |
| 3.4.2 典型有机污染物去除效果的季节性分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 污水处理工艺对微量有机污染物去除的影响 |
| 4.1 抗生素在污水处理厂中去除途径分析 |
| 4.2 EDCs在污水处理厂中去除途径分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 污水厂受纳水体抗生素与EDCs的生态风险评估 |
| 5.1 受纳水体中抗生素浓度水平及风险评价 |
| 5.1.1 受纳水体中抗生素浓度水平 |
| 5.1.2 受纳水体抗生素风险评价 |
| 5.2 受纳水体中EDCs浓度水平及风险评价 |
| 5.2.1 受纳水体中EDCs浓度水平 |
| 5.2.2 受纳水体EDCs风险评价 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 索引 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（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）典型持久性有机污染物在渭河流域西咸段的分布及在DE氧化沟中的降解特征分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 PAEs和 PAHs的理化性质 |
| 1.1.2 PAEs和 PAHs的来源及危害 |
| 1.1.3 城市水环境中PAEs和 PAHs的污染水平 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 样品的预处理方法 |
| 1.2.2 样品的分析检测方法 |
| 1.2.3 PAEs和 PAHs去除研究进展 |
| 1.3 研究的目的及内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 2 实验设计 |
| 2.1 污水处理厂概述和样品采集及保存 |
| 2.1.1 污水处理厂概述 |
| 2.1.2 样品采集及保存 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 样品前处理 |
| 2.2.3 分析条件 |
| 2.3 标准曲线 |
| 2.3.1 标准曲线的绘制 |
| 2.3.2 标准曲线方程 |
| 2.4 质量控制 |
| 2.4.1 加标回收率 |
| 2.4.2 检测限(LODs)与定量限(LOQs) |
| 2.4.3 精密度检验 |
| 2.4.4 空白实验 |
| 3 渭河流域西安、咸阳段持久性污染物分布 |
| 3.1 渭河流域西安、咸阳段概述及取样点设置 |
| 3.1.1 渭河流域西安、咸阳段概述 |
| 3.1.2 取样点设置 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 渭河西咸污染物检测结果 |
| 3.2.2 渭河流域西安、咸阳段常规指标 |
| 3.2.3 渭河流域西安、咸阳段PAEs和 PAHs分布 |
| 3.3 相关性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 持久性有机污染物在污水处理厂构筑物中的降解 |
| 4.1 污水处理厂中PAEs的降解特征分析 |
| 4.1.1 进厂污水中的PAEs浓度水平 |
| 4.1.2 主要构筑物对PAEs的去除 |
| 4.1.3 污水处理厂出水中PAEs浓度 |
| 4.2 污水处理厂中PAHs的降解特征分析 |
| 4.2.1 进厂污水中的PAHs浓度水平 |
| 4.2.2 主要构筑物对PAHs的去除 |
| 4.2.3 污水处理厂出水中PAHs浓度 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 持久性有机污染物在DE氧化沟四个阶段的降解 |
| 5.1 DE氧化沟概述 |
| 5.1.1 DE氧化沟工程技术特点 |
| 5.1.2 DE氧化沟运行方式 |
| 5.2 常规污染物在DE氧化沟中的降解 |
| 5.2.1 常规污染物在第一阶段中的降解 |
| 5.2.2 常规污染物在第二阶段中的降解 |
| 5.2.3 常规污染物在第三阶段中的降解 |
| 5.2.4 常规污染物在第四阶段中的降解 |
| 5.3 PAEs和 PAHs在 DE氧化沟中的降解 |
| 5.3.1 PAEs和 PAHs在第一阶段中的降解 |
| 5.3.2 PAEs和 PAHs在第二阶段中的降解 |
| 5.3.3 PAEs和 PAHs在第三阶段中的降解 |
| 5.3.4 PAEs和 PAHs在第四阶段中的降解 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 硕士研究生阶段研究成果 |
（9）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 |
（10）土壤中邻苯二甲酸酯的生物可降解性及影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境内分泌干扰物质 |
| 1.2 邻苯二甲酸酯的概述 |
| 1.3 邻苯二甲酸酯的理化性质 |
| 1.4 邻苯二甲酸酯在环境中的危害 |
| 1.4.1 邻苯二甲酸酯对食品安全的危害 |
| 1.4.2 邻苯二甲酸酯对生物安全的危害 |
| 1.5 邻苯二甲酸酯在环境中的污染状况 |
| 1.5.1 邻苯二甲酸酯在大气环境中的污染 |
| 1.5.2 邻苯二甲酸酯在水体环境中的污染 |
| 1.5.3 邻苯二甲酸酯在土壤环境中的污染 |
| 1.6 邻苯二甲酸酯类污染物的降解研究 |
| 1.6.1 邻苯二甲酸酯类污染物的非生物降解研究 |
| 1.6.2 邻苯二甲酸酯类污染物的生物降解研究 |
| 1.7 立题意义和研究思路 |
| 1.7.1 研究目的及意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 液相体系中PAEs的微生物降解界面行为与机理研究 |
| 2.0 引言 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 供试培养基 |
| 2.1.4 实验微生物 |
| 2.1.5 DBP高效降解菌的筛选 |
| 2.1.6 活菌体对PAEs的表观去除、吸附、降解 |
| 2.1.7 失活菌体的制备 |
| 2.1.8 活菌体与失活菌体对PAEs的等温吸附 |
| 2.1.9 表面活性剂对PAEs降解的影响 |
| 2.1.10 PAEs的分析方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 DBP高效降解菌的筛选 |
| 2.2.2 活菌体对PAEs的表观去除、吸附、降解 |
| 2.2.3 活菌体/失活菌体对PAEs的等温吸附 |
| 2.2.4 红外光谱分析 |
| 2.2.5 表面活性剂对细菌降解PAEs的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 PAEs在四种农田土壤中的微生物降解行为 |
| 3.0 引言 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验土壤 |
| 3.1.2 实验材料 |
| 3.1.3 实验仪器 |
| 3.1.4 PAEs的等温吸附实验 |
| 3.1.5 PAEs的解吸实验 |
| 3.1.6 PAEs的降解实验 |
| 3.1.7 土壤溶液的提取 |
| 3.1.8 不同有机质含量的有机矿质复合体的制备 |
| 3.1.9 PAEs的分析方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 PAEs在不同土壤中的吸附行为 |
| 3.2.2 PAEs在不同土壤中的解吸行为 |
| 3.2.3 PAEs在不同土壤中的降解行为 |
| 3.2.4 有机质含量对PAEs降解的影响 |
| 3.2.5 PAEs在不同土壤溶液中的降解 |
| 3.2.6 p H对 PAEs降解的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 DOM对DBP生物可降解性的影响及机理 |
| 4.0 引言 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.1.3 HA和 FA对降解PAEs的影响 |
| 4.1.4 BKs-1胞内酶的提取 |
| 4.1.5 酶活性的测定方法 |
| 4.1.6 胞内酶降解DBP |
| 4.1.7 PAEs的分析方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 HA和 FA对 PAEs降解的影响 |
| 4.2.2 DOM对微生物生长和酶活性的影响 |
| 4.2.3 BKs-1 胞内酶降解DBP |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 1 主要结论 |
| 2 特色与创新 |
| 3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、7种邻苯二甲酸酯的模拟曝气降解性研究（论文参考文献）
- [1]天然矿物/生物炭复合材料制备及其对水体与垃圾渗滤液中PAEs的去除性能[D]. 张晓丽. 兰州大学, 2021(11)
- [2]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)
- [3]邻苯二甲酸酯降解酶的筛选及其在土壤修复中的应用[D]. 郑严. 浙江工业大学, 2020(02)
- [4]我国快餐食品包装物中典型有害物污染特征及健康风险[D]. 韩余. 中央民族大学, 2020(01)
- [5]再生水补给型城市景观水体生态健康与修复工程效果评价体系构建与应用[D]. 张瑞. 北京林业大学, 2020(01)
- [6]贵阳城市污水处理厂微量有机污染物去除效果及风险评价[D]. 肖芳. 贵州大学, 2020(04)
- [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]典型持久性有机污染物在渭河流域西咸段的分布及在DE氧化沟中的降解特征分析[D]. 白强. 西安建筑科技大学, 2020
- [9]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)
- [10]土壤中邻苯二甲酸酯的生物可降解性及影响因素研究[D]. 唐锦平. 湖南农业大学, 2019(01)
标签：邻苯二甲酸酯论文; 脂肪酶论文; 重金属污染论文; 土壤环境质量标准论文; 土壤改良论文;