一、溴制消毒剂中溴氯比对杀菌效果的影响（论文文献综述）
张梦妍[1]（2021）在《抗菌活性成分在不同基质中检测方法的建立及其毒性研究》文中提出抗菌活性成分可被添加于诸多消毒清洁产品中。但缺乏对消毒清洁类产品的正确使用,可导致抗菌活性成分通过直接或间接方式对动植物产生毒害作用。随着此类产品使用量的逐年递增,尤其在新型冠状病毒（COVID-19）传播期间,已逐渐显现出对环境的消极影响。目前,已有部分抗菌活性成分被视为潜在的内分泌干扰物,由此可见,抗菌活性成分给环境和人类健康已构成威胁。抗菌活性成分可通过生活污水、医疗废水和工业排污等多种途径对生态环境造成污染,并可进一步通过食物和水等方式对人体产生危害。因此,本文建立不同基质中抗菌活性成分的检测方法可为环境法医学、环境科学和食品科学等领域提供可靠的技术支持。此外,由于消毒清洁类产品的使用方便且易购得,导致使用者常忽视其毒性。鉴于此,本文以斑马鱼为模式生物采用代谢组学技术对4-氯-3-甲基苯酚和苄索氯铵的毒性分别进行了研究,为抗菌活性成分对生物体的毒性效应及作用机制提供数据支持。主要内容如下:第一部分磁性纳米材料结合HPLC-MS/MS检测不同基质中多种抗菌活性成分目的:基于磁性纳米材料建立地表水中11种不同类型抗菌活性成分和婴幼儿食用果蔬泥中5种季铵类抗菌活性成分的检测方法。方法:利用不同方法分别合成Fe3O4@PPy磁性纳米颗粒和Fe3O4@Si O2-NH2-G2磁性纳米颗粒。基于优化后的待测物质谱参数和色谱条件,对影响磁性固相萃取过程的相关条件,如吸附和解吸条件等通过单因素评估法进行优化。结果:利用Fe3O4@PPy磁性纳米颗粒对地表水中11种抗菌活性成分的方法回收率为80.21%～105.80%。利用Fe3O4@Si O2-NH2-G2磁性纳米颗粒对婴幼儿食用果蔬泥中季铵类抗菌活性成分的检测方法中5种待测物的回收率均>80%。两方法均表现出良好线性,具有较低的检出限和定量限以及较高的精密度和准确度。小结:建立了基于磁性固相萃取检测不同基质中多种抗菌活性成分的新方法,两种方法灵敏、可靠且稳定,可用于实际样品的测定并获得满意结果。第二部分基于Plackett Burman和Box Behnken设计优化QuEChERS技术用于检测沉积物中的三氯生,三氯卡班和卤卡班目的:基于多因素实验设计方案优化QuEChERS技术建立沉积物中三氯生,三氯卡班和卤卡班3种抗菌活性成分的检测方法方法:在确定3种待测物的质谱参数和色谱分离条件后,首先利用单因素评估法选取样品前处理过程的影响因子;然后,采用Plackett Burman设计筛选出影响萃取效率的显着因素;最后,通过Box Behnken设计和响应面分析法对显着因素的取值进行优化并确定。结果:本工作使用单因素评估法、Plackett Burman设计和响应面分析法确定了河沿岸河漫滩沉积物中三氯生、三氯卡班和卤卡班的最佳前处理条件,包括乙腈10.35 m L,30.5℃超声处理13 min,0.1 g Mg SO4和0.3 g PSA,且进行1次萃取即可。方法学验证表明本方法具有良好的线性,较高的日内和日间精密度以及较低的检出限和定量限,可用于实际沉积物样品中3种抗菌活性成分的同时测定。小结:优化后QuEChERS技术结合HPLC-MS/MS可用于河沿岸河漫滩沉积物中三氯生、三氯卡班和卤卡班的成功测定。第三部分基于高分辨质谱的非靶向代谢组学技术分析抗菌活性成分的毒性效应和作用机制目的:应用基于UPLC-QTOF-MS的非靶向代谢组学技术分析4-氯-3-甲基苯酚和苄索氯铵分别对斑马鱼的毒性作用方法:根据4-氯-3-甲基苯酚对成年斑马鱼的急性毒性实验结果,确定4-氯-3-甲基苯酚的斑马鱼半致死浓度,选取10%的半数致死浓度进行成年斑马鱼慢性毒性的代谢组学分析。利用相同的方法确定苄索氯铵对斑马鱼胚胎和成年雄性斑马鱼的半数致畸浓度和半数致死浓度,分别选择高低两个暴露浓度对不同发育时期斑马鱼进行代谢组学分析。代谢组分析均通过、UPLC-QTOF-MS进行测定,所得数据由XCMS、SIMCA14.1、HMDB、mz Cloud和Metabo Analyst 5.0等多种软件进行筛选和分析。结果:4-氯-3-甲基苯酚和苄索氯铵均可对成年斑马鱼产生毒性效应,并且主要影响斑马鱼体内甘油磷脂的代谢。苄索氯铵还可对斑马鱼胚胎造成明显的毒性效应,主要对氨酰基t RNA的生物合成、丙氨酸,天冬氨酸和谷氨酸的代谢以及精氨酸的生物合成等7条代谢途径产生干扰。小结:4-氯-3-甲基苯酚和苄索氯铵对斑马鱼均可产生毒性效应。
韦洁[2]（2020）在《Fe2+活化过硫酸盐（PDS）高级氧化体系中卤离子的转化及副产物生成研究》文中提出目前城市饮用水的取水水源中普遍中存在一些卤素离子（Cl-、Br-、I-）,卤素离子在水源水净水处理的消毒过程中可能会产生三致卤代消毒副产物（碘代有机副产物、溴酸盐（BrO3-）、氯代副产物）,这些副产物皆具有较强的生物毒性和基因毒性。亚铁（Fe2+）/过硫酸盐（PDS）高级氧化技术在反应过程中产生的活性物质为高价铁（Fe（Ⅳ））,其较强的氧化性近年来吸引了较多研究者的关注并专注于研究该体系,致力于将其实际应用于水处理。相较于过一硫酸盐的强氧化性,单独的过硫酸盐（过二硫酸盐）的氧化能力较弱,必须采用特定的方式（过渡金属）活化才能产生活性物质[4]。在目前的水处理工艺中,我们拟采用亚铁离子活化过硫酸盐,研究其对氯、溴、.碘离子的转化及副产物的生成影响。在考虑实际应用中,该体系会导致碘代有机副产物、溴酸盐及亚氯酸盐等对身体健康受损的卤代消毒副产物。本课题主要研究亚铁/过硫酸盐体系中单独溴离子、单独氯离子、溴碘离子同步、氯溴离子同步及氯溴碘离子同步的转化规律和途径,同时考察了氧化剂过硫酸盐的浓度、亚铁离子浓度、pH值等单因素影响。研究不同单因素影响下亚铁/过硫酸盐高级氧化体系中卤素离子的转化率,通过研究氧化剂过硫酸盐浓度、亚铁离子浓度这两项因素,得出体系的最佳浓度比Fe2+:PDS=4:5;pH范围从3上升至7时,随着pH值增加,卤素离子的转化率逐渐降低,在pH=3时,卤素离子的转化率最优,单独溴离子的转化率为48%;单独氯离子的转化率31%;碘、溴同步时碘离子的转化率为46%,溴离子的转化率为23%;氯、溴同步时氯离子的转化率为21%,溴离子的转化率为31%;氯、溴、碘同步时氯离子的转化率为7%,溴离子的转化率为17%,碘离子的转化率为43%。同时以四亚甲基亚砜（TMSO）作为实验探针对实验机理进行研究分析,得出实验体系的活性物质为高价铁（Fe（Ⅳ））;多种卤素离子同时转化时,占浓度优势或者还原性较强的卤素离子优先发生反应,同时解析了卤素离子的转化路径。通过向亚铁/过硫酸盐高级氧化体系投加腐殖酸（HA）,提高水体中的总有机碳,从而模拟实际水体,研究发现当腐殖酸浓度变化从0～10 mg/L,卤代有机副产物的生成率呈现出先增加然后保持不变的的趋势,在腐殖酸浓度为6 mg/L时,卤代有机副产物的生成量达到最高。
刘凯[3]（2020）在《卤代甲基磺酸的发生、迁移转化及降解技术研究》文中指出本文的研究对象为卤代甲基磺酸（HMSAs）,其中主要包括一氯甲基磺酸（Cl-MSA）、二氯甲基磺酸（Cl2-MSA）、三氯甲基磺酸（Cl3-MSA）、一溴甲基磺酸（Br-MSA）和三氟甲基磺酸（F3-MSA）。HMSAs是近几年发现的一类新型的消毒副产物（DBPs）,鉴于DBPs对人体的危害,研究HMSAs在我国的污染现状,具有积极的意义。本文主要对全国大部分地区的自来水厂、北京市典型污水厂和北京市河流和湖泊进行了污染调查,得出了HMSAs的产生和迁移转化规律,最后对其的降解技术也做了初步的探讨,对掌握和控制HMSAs的污染具有积极的意义。HMSAs是一种新型的DBPs,文献中对HMSAs的研究报道较少,在本文的“第一章”主要通过参考与HMSAs结构和性质较为相似的DBPs的研究相关方法,例如卤乙酸（TAAs）和三卤甲烷（THMs）的研究,从而间接了解HMSAs的产生、检测、迁移转化规律以及降解方法,通过文献报道的相关方法,制定HMSAs的研究方案。“第二章”主要介绍了水样和污泥中HMSAs的检测方法。本章通过对各种条件的优化,对水样和污泥中HMSAs进行浓缩和富集,结合最优检测条件下的LC-MS/MS,成功的建立了HMSAs的检测方法,为HMSAs的研究做了基础的准备工作。“第三章”首先介绍了HMSAs的污染现状,在全国典型城市的自来水厂的进水和出水中检测了五种HMSAs的浓度,发现HMSAs普遍存在,其中Cl2-MSA浓度最高,进出水平均浓度在50.88 ng·L-1和336.02 ng·L-1左右,说明氯化消毒是产生HMSAs的主要原因。研究发现,经济较发达和人口密度较大的地区HMSAs的污染较为严重,文中也介绍了北京市自来水厂进水和出水中HMSAs的污染现状。从相关性分析得出的结论,不能确定甲基磺酸（MSA）就是HMSAs的前体物质。在进出水中F3-MSA的浓度变化不大以及氯化实验不可能产生氟化有机物污染物,所以F3-MSA不是消毒副产物,但是作为HMSAs的一种,在本文中对其的迁移转化规律进行了简单的研究。HMSAs的产生原因也是本章研究重点,从宏观方面,腐殖酸和富里酸等天然有机物在氯化之后可以形成HMSAs;在微观方面,含有硫元素的基团,是形成HMSAs的主要原因,因此初步得出结论,含有硫元素的有机化合物最有可能形成HMSAs。在本章最后,通过研究各种影响HMSAs形成的因素,找到了预测HMSAs形成的非线性数学模型。因此,本章从HMSAs的污染现状、产生原因和数学预测模型,对HMSAs的产生有了较为全面的了解。“第四章”主要介绍了HMSAs在北京市典型污水厂的迁移转化规律。HMSAs是饮用水厂产生,经过人们日常生活的使用,通过污水管网转移到了污水厂。由于HMSAs的浓度较低,在污水厂污水中的浓度较为稳定,浓度约在50 ng·L-1左右,但在污泥中,主要由于活性污泥的吸附,HMSAs的浓度较高,浓度大约在2000 ng·kg-1左右。由于HMSAs是一种难降解的有机污染物,微生物好氧、兼氧和厌氧过程对其的降解作用较小,主要是通过无机颗粒和活性污泥的吸附作用达到对HMSAs的去除。本章详细介绍了无机颗粒和活性污泥对HMSAs的吸附作用以及温度和p H值等影响因素对吸附的影响,为HMSAs在污水厂的迁移转化提供了理论支持。“第五章”主要介绍了HMSAs在北京市河流中的迁移转化。HMSAs从污水厂排出,城市内河是主要的受体。研究发现,河水中HMSAs的浓度大约是污水厂出水中浓度的一半,同时也发现,人口密度较大和有不规范排污的地点,河水污染较为严重,底泥的吸附是河水中HMSAs主要去除方式。有机污染物在河流中的降解途径主要有微生物降解、自然光降解和底泥吸附过程等方式,但对于难降解的HMSAs,底泥吸附是主要的方式,为此本章主要介绍了底泥吸附HMSAs的吸附动力学以及影响吸附的等温曲线,通过对底泥表面p H值、温度、离子强度和底泥表面有机物对吸附的影响,较为全面的了解了HMSAs在河流中的迁移转化。“第六章”介绍了HMSAs的终端降解方法。通过文献的调研,比较了多种降解方法,从对环境的污染、经济效益和可操作性等方面最终选择了复合碳基纳米零价铁材料微电解的方法,氧化降解HMSAs。介绍了复合碳基纳米零价铁材料的制备过程,比较了几种材料的优劣性,也探讨了影响降解HMSAs的几种主要因素,最后深入研究了微电解降解HMSAs的机理。通过研究发现,在p H=3～9的范围内,接触反应30 min,对HMSAs的去除效率基本维持在95.5～99.7%,通过连续动态模拟实验,验证了这种材料对目标污染物具有稳定的去除效果。本论文比较系统的介绍了HMSAs的检测、产生、迁移转化和降解,其中迁移转化详细介绍了HMSAs从北京市自来水厂到污水厂,再从北京市典型污水厂排放到北京市河流,介绍了HMSAs在整个水体的迁移转化过程。该论文是首次研究HMSAs,为研究控制DBPs在水体中的污染状况,做出了积极的贡献。
赵炳谚[4]（2019）在《青岛海域松节藻次级代谢产物及活性研究》文中认为化学农药在农作物对病虫害的防治方面一直扮演着重要的角色,因其价格低廉、杀虫率高等特点而被广泛的应用。随着经济的发展和人们生活品质的提高,化学农药残留、病原菌的抗药性以及喷洒化学农药对环境的污染等一系列问题也逐渐引起人们的关注。因此,开发绿色环保、杀虫率高、易于降解的天然绿色农药广泛受到人们的青睐。海藻作为海洋中最为主要的海洋植物,其次级代谢产物中蕴含着许多结构新颖、生物活性独特的化合物。本文以青岛沿海海域最为常见的松节藻为研究对象,对其采用粉碎、萃取、浓缩、梯度洗脱以及多种柱层析分离纯化技术来进行分离,对获得的单体化合物进行了相应的生物活性筛选,获得了有意义的实验结果。首先利用活性追踪技术对不同极性的粗组分进行反复的硅胶柱、凝胶柱等多种柱层析分离手段,共获得了30余个单体化合物,并利用现代波谱技术确定这些化合物的结构。其次利用建立的滤纸片、红线虫、卤虫三个生物活性筛选模型对单体化合物的活性进行筛选,结果如下:在抑菌活性筛选方面,化学物Z1,Z3,Z4,Z7,Z28,Z23这五个物质对于这六株指示菌的抑制活性都十分的微弱,抑菌圈直径均在9mm-10mm左右（阳性对照为26mm）;Z6仅对B.thuringiensis指示菌有中等的抑制作用,抑菌圈直径为15mm（阳性对照为30mm）;Z15对S.aureus有一定的抑制作用,抑菌圈直径为16mm（阳性对照为28mm）;Z20仅对E.coli抑菌圈直径为15mm（阳性对照为25mm）这三个样品对其它5株指示菌的抑制作用较微弱,抑菌圈直径在9-10mm左右（阳性对照为26mm）,推测抑菌活性具有一定的选择性;Z27对着六株指示菌（B.subtilis、B.thuringiensis、E.coli、S.aureus、P.aeruginosa、X.campestris）均表现出了强烈的抑制作用,抑菌圈直径分别为:18mm、20mm、16mm、15mm、22mm以及22mm,值得进一步深入研究。在红线虫活性筛选方面,样品Z4,Z12,Z19,Z22,Z30这5个样品在各个浓度下都对红线虫表现出了强烈的抑制活性,且这5个样品的半致死浓度依次为:50.456ug/m L、47.41ug/m L、58.683ug/m L、39.013ug/m L以及55.132ug/m L,具有十分强烈的生物活性;而样品Z15和Z20在各个浓度下都未对红线虫表现出抑制活性;其余组分均对红线虫表现出了一定的抑制作用,且半致死浓度均在100 ug/m L-200 ug/m L之间,具有一定生物活性。在卤虫活性方面,Z4与Z12这两个样品的在各个浓度下都对卤虫表现出了强烈的抑制作用,且这两个样品的半致死浓度分别为3.337mg/m L以及2.852mg/m L,都对卤虫展示出了强烈的抑制性,而且这两个样品对红线虫也有着十分突出的抑制性,可以初步判断这两个物质具有十分出色的生物活性,可以对其进行进一步研究。
蒙珂[5]（2019）在《滤池反冲洗水回用对消毒副产物生成势的影响研究》文中认为为节约水资源许多给水厂将一定比例的滤池反冲洗水（SFBW）纳入回用。SFBW回用可以改善低浊水混凝特性,有效去除水中疏水性农药、金属铝、铁、锰（Al、Fe、Mn）等,一般认为不会对出水水质产生不利影响。化学预氧化对浊度、SUVA、隐孢子虫和贾第虫等病原微生物的去除效果均可有一定提升,但该工艺会改变水中有机物的亲水性和疏水性有机组分的比例。SFBW回用会导致原水中颗粒物浓度大幅升高,而预氧化剂的投入可能会将部分颗粒状有机物氧化为溶解态有机物,从而影响滤后水中溶解态有机物的浓度及组成,进而影响消毒副产物的生成势（DBPFP）。为探究在SFBW回用条件下,预氧化对常规给水处理（混凝-过滤-沉淀,CSF）工艺中DBPFP的影响,本研究选用西安市某净水厂入厂原水作为实验对象,以三种SFBW回用比和四种常见预氧化剂（次氯酸钠、高锰酸钾、二氧化氯和臭氧）在实验室进行烧杯实验模拟水处理工艺流程,研究了回用和预氧化对水中有机物特性和DBPFP的影响;通过建立有机物表征参数和DBPFP之间的联系研究了消毒副产物（DBPs）前驱体的转化和DBPFP的相关性;引入溴嵌入因子（BIF）值辅助分析溴代消毒副产物（DBP-Br）生成势及其影响因素。主要得到以下结论:（1）SFBW的回用可以促进混凝沉淀效率。随回用比的增加,CSF工艺中浊度去除率提高,进水UV254和溶解性有机碳（DOC）均有所减小,增加预氧化处理后出水浊度均小于1 NTU。回用后水中亲水性有机物比例显着增加,相对亲水性有机物而言CSF对疏水性有机物去除率更高,且预氧化不利于有机物总体水平的去除。（2）CSF处理工艺中,随SFBW回用比的增加,三卤甲烷（THMs）生成量略有减少,而卤乙酸生成势（HAAFP）、卤乙腈生成势（HANFP）、卤代硝基甲烷（HNMFP）和卤代酮生成势（HKFP）升高,但五类DBPFP总量基本不变。引入预氧化处理后,回用比的增加会引起生成势变化幅度的增加,而四种预氧化剂对DBPFP的影响大小如下:NaClO>KMnO4>ClO2>O3。（3）在CSF和Pre-CSF水处理工艺中,溴离子浓度的增加会抑制氯代消毒副产物（DBP-Cl）的生成而促进DBP-Br生成,同时促进DBPs总量的增加和卤化程度更高的有机物的形成。Br-浓度增加可能会改变溴的分配比例,增大HAA-Br和THM-Br占比,抑制HAN-Br生成。而预氧化会促进HAA-Br和HAN-Br的生成,降低THM-Br比例。此外,回用可以降低DBPs的BIF值,不利于DBP-Br的生成。（4）在SFBW会用条件下,相较NaClO消毒,采用氯胺消毒后DBPFP均大幅下降,以KMnO4预氧化-CSF处理工艺为例,THMs、HAAs、HANs、HNMs和HKs生成量分别下降了94.0%、84.0%、97.9%、20.2%和94.5%,实现了相对氯消毒较好的DBPFP的控制。
熊浪[6]（2019）在《消毒剂（Neopredisan-135）对西氏贝蛔虫卵的体外杀灭效果观察及西氏贝蛔虫β微管蛋白基因的检测》文中研究表明西氏贝蛔虫（Baylisascaris schroederi）是大熊猫（Ailuropoda melanoleuca）寄生虫中最常见且危害较严重的寄生虫之一,野生和圈养大熊猫西氏贝蛔虫的感染率均很高。在圈养大熊猫的寄生虫防控中,目前主要采用驱虫药物进行驱虫,长期反复用药可能导致药物耐药性的产生,圈养环境中仍存在大熊猫西氏贝蛔虫的反复感染。为进一步搞好大熊猫蛔虫病的防控,本研究测定了消毒剂Neopredisan135-1对西氏贝蛔虫卵的体外杀灭效果,并对大熊猫西氏贝蛔虫耐药性相关基因β微管蛋白第198和200氨基酸位点进行检测,为大熊猫西氏贝蛔虫病的防控提供参考。1消毒剂（Neopredisan-135）对西氏贝蛔虫卵的体外杀灭效果观察本研究测定了消毒剂Neopredisan135-1对西氏贝蛔虫卵的体外杀灭效果,为圈养大熊猫西氏贝蛔虫的防控提供参考。将分离自大熊猫新鲜粪样中的西氏贝蛔虫卵通过消毒剂Neopredisan135-1不同浓度(0.25 ml·L-1、0.5 ml·L-1、1 ml·L-1、2 ml·L-1、4 ml·L-1)与不同时间（30 min、60 min、90 min、120 min）处理后,将处理后的蛔虫卵和未用消毒剂处理的平行对照组一并置于2.5%的重铬酸钾溶液中,在28℃温箱内进行培养,培养后在显微镜下观察虫卵的发育与死亡情况。发现0.25 ml·L-1浓度组处理蛔虫卵30min、60 min和90 min,其对蛔虫卵杀灭率均在50%左右;0.50 ml·L-1浓度组处理蛔虫卵30 min和60 min,其对蛔虫卵杀灭率在74.71%～87.64%;而在1 ml·L-1、2 ml·L-1、4 ml·L-1浓度下处理30 min其杀灭率均达到90%以上。1 ml·L-1、2 ml·L-1和4 ml·L-1的Neopredisan135-1对西氏贝蛔虫卵均具有较强的杀灭作用。考虑到成本、杀灭效果以及环境等因素,消毒剂Neopredisan135-1的推荐使用浓度为2 ml·L-1。2西氏贝蛔虫β微管蛋白基因的检测为了解大熊猫西氏贝蛔虫苯并咪唑类相关基因的耐药性情况。对收集自野生大熊猫与圈养大熊猫的西氏贝蛔虫用于I型β微管蛋白基因的PCR扩增,采用直接测序法进行β微管蛋白基因的遗传多样性分析。结果在第198（E198A）位点与第200（F200Y）位点没有发现位点突变。经过遗传多样性分析发现,西氏贝蛔虫八个种群中的单倍型多样性和核苷酸多样性水平相对较低,单倍型多样性（Hd）变化从0.04300到0.59048,核苷酸多样性（π）变化从0.00031到0.00563。八个种群间配对的FST值都相对偏高,从0.0027到0.7796,表明种群间存在分化程度,个别种群间基因流动不是很高。AMOVA显示有88.55%的遗传变异来自种群内部,不同地理位置对西氏贝蛔虫的种群结构有影响。研究结果表明:大熊猫西氏贝蛔虫苯并咪唑类耐药相关基因没有突变位点的产生。
陈嘉都[7]（2019）在《饮用水中消毒副产物2-溴乙酰胺的控制技术研究》文中研究说明消毒是饮用水处理过程必不可少的环节,在饮用水杀菌消毒的同时也会生成一系列对人体有害的消毒副产物（DBPs）,因此开展消毒副产物控制技术的研究极具现实意义。本试验以甲基叔丁基醚（MTBE）为萃取剂,1,2-二溴丙烷为内标物,采用液液萃取-气相色谱（LLE-GC）的方法检测消毒副产物2-溴乙酰胺（MBAcAm）。研究并分析了粉末活性炭（PAC）吸附技术、高铁酸钾（K2FeO4）氧化技术和铁/铜（Fe/Cu）催化还原技术对消毒副产物MBAcAm的去除效果、影响因素、去除机理和动力学规律。试验中MBAcAm的加标回收率为98.65%101.60%,相对标准偏差为1.20%3.82%,最小检测限小于1.79μg/L,表明该分析方法具有较高的准确性和精密度。试验表明:PAC的吸附过程可分为三个阶段,即快速吸附期（020 min）、慢速吸附期（20180 min）和动态平衡期（180300 min）,PAC的吸附速率呈现先快后慢的规律。MBAcAm的去除率随PAC投加量的增多而逐渐增大,在初始浓度为50μg/L、pH为7、温度为25℃的条件下,当PAC投加量为0.010.06 g时,MBAcAm去除量增加较为显着;当PAC投加量增大到0.06 g之后,MBAcAm的去除率变化不明显。PAC对MBAcAm的吸附量随初始浓度的增大而增加,而MBAcAm的去除率随初始浓度的增大基本保持下降的趋势。pH的增大、温度的升高会提高PAC的吸附效果,有利于MBAcAm的去除。PAC吸附MBAcAm的反应过程符合准二级吸附动力学方程。高铁酸钾对MBAcAm的去除率随反应时间的增加而逐渐提高。在初始浓度为50μg/L、pH为7、温度为25℃、高铁酸钾投加量为0.004 g的条件下,反应30 min时的去除量已基本饱和,去除率基本稳定不变。MBAcAm的去除率随高铁酸钾投加量的增加而逐渐提高。pH对高铁酸钾的降解效果有较大的影响,酸性、碱性过强都不利于高铁酸钾对MBAcAm的去除,而在pH为6时的去除效果最佳。温度的升高在一定程度上能促进高铁酸钾对MBAcAm的降解能力,但促进作用有限,MBAcAm的去除率增加不大。高铁酸钾降解MBAcAm的反应符合一级反应动力学规律。单质铁去除MBAcAm的效果一般,在初始浓度为50μg/L、pH为7、温度为25℃的条件下,反应180 min时的去除率为53.29%,而铜粉的加入会明显增强MBAcAm的去除效果,MBAcAm的去除率可以提高至83.08%。Fe/Cu混合物的投加量对MBAcAm的去除效果有较为显着的影响,在初始浓度为50μg/L、pH为7、温度为25℃、质量比为10的条件下,当Fe/Cu混合物的投加量为210g/L时,随投加量的增加,MBAcAm的去除率有明显的增大;当Fe/Cu投加量增加至10 g/L后,MBAcAm的去除率变化较小。提高温度有助于Fe/Cu混合物去除溶液中的MBAcAm,温度越高,MBAcAm的去除率就越大。随MBAcAm初始浓度的增大,其去除率大体上呈上升的趋势,但初始浓度达到80μg/L后,去除率提高的幅度不明显。Fe/Cu催化还原技术去除MBAcAm的反应过程符合一级动力学规律。
朱繁芳[8]（2019）在《硝酸盐在紫外/氯消毒过程中生成卤代硝基甲烷的研究》文中研究表明在氯消毒过程中,水中的硝酸盐和溶解性有机物（DOM）会与消毒剂氯发生反应,生成含氮消毒副产物（N-DBPs）,卤代硝基甲烷（HNMs）就是其中的一类物质。HNMs因其高毒性,尤其是致畸致癌致突变和细胞遗传毒性而受到了广泛关注。因此,本研究选取三种具有代表性的HNMs:一氯硝基甲烷（CNM）、二氯硝基甲烷（DCNM）和三氯硝基甲烷（TCNM）作为研究对象,探究在紫外/氯消毒条件下,硝酸盐生成三种HNMs的潜能及规律,为饮用水和污水消毒过程中控制HNMs的生成提供参考。本研究选取了硝酸铵、硝酸钠和硝酸钙三种硝酸盐作为HNMs的前体物,探究碳源种类（腐殖酸和葡萄糖）、碳源浓度、硝酸盐种类、硝酸盐初始浓度、紫外光照强度、自由氯浓度、pH和氯氮比等影响因子在紫外/氯消毒条件下对硝酸盐生成HNMs的影响。实验结果表明,在氯消毒条件下,腐殖酸溶液本身具有生成HNMs的潜能,当溶液中加入硝酸盐时,HNMs的生成量显着上升。在氯消毒条件下,葡萄糖溶液本身不能生成HNMs,但溶液中加入硝酸盐后可生成HNMs;硝酸铵生成三种HNMs的潜能大于硝酸钠和硝酸钙;随着碳源浓度、硝酸盐初始浓度、紫外光照强度的升高,三种HNMs的生成量随之增大;在本实验选取的pH中（6-8）,三种HNMs的生成量随pH的增大而减小;氯氮比为0.5:1-5:1时,CNM和DCNM生成的最大浓度随氯氮比的增大而增大,当比值超过3:1时DCNM的最大浓度的变化趋势不明显,TCNM的最大浓度随氯氮比的增大而增大;在不同形态氮的研究中发现,随着紫外/氯反应的进行,硝态氮（N03--N）和氨氮（NH4+-N）的浓度逐渐下降,溶解有机氮（DON）的浓度逐渐上升,这可能是因为N03--N和NH4+-N在紫外/氯条件下生成了 HNMs和其它含氮有机物。根据上述实验结果并结合相关参考文献,本研究对硝酸盐生成HNMs的途径进行了推测,硝酸盐在紫外/氯条件下生成亚硝酸盐和NO2·、C1·、·OH等相关活性物质,这些物质进一步与水中的有机物反应生成CNM、DCNM和TCNM。本研究选取了南京市江宁区的污水厂和给水厂各一座,取用水厂滤后消毒前的水样作为原水,研究原水生成HNMs的情况,进一步验证实验室中HNMs的生成规律。实验结果表明,污水厂原水生成HNMs的规律与实验室所得规律不同,这可能是因为污水中含有的有机物种类复杂,对反应的影响大。污水厂原水在紫外/氯条件下生成的HNMs比氯化条件下生成得多,当原水中加入葡萄糖时,三种HNMs生成的浓度大小为:CNM>TCNM>DCNM;给水厂原水生成HNMs的量明显小于污水厂原水,给水厂生成HNMs的规律与实验室的结论相吻合,这说明给水厂水质与实验室的水质相似。本研究的结论可用于水厂在紫外/氯消毒过程中控制HNMs的生成提供参考。
许昊宇[9]（2019）在《水中卤代乙醛紫外光降解速率及影响因素研究》文中研究说明消毒副产物（Disinfection by-products,DBPs）是一类存在于饮用水中具有致癌、致畸、致突变特性的高毒性污染物,它们往往通过消毒剂与原水中有机质相互反应生成。卤代乙醛从质量浓度上看是饮用水中仅次于三卤甲烷和卤代乙酸的第三大类DBPs。虽然它的含量和发生频率小于前两类DBPs,但其生物毒性却远远高于二者。因此,开展关于水中卤代乙醛降解速率和影响因素的研究十分必要。在本文的实验中,使用波长为254 nm的紫外光(UV254)对一氯乙醛（Monochloroacetaldehyde,MCAL）、二氯乙醛（Dichloroacetaldehyde,DCAL）和三氯乙醛（Trichloroacetaldehyde,TCAL）进行辐照降解,研究其在UV254条件下的降解速率、产物及降解途径。结果表明,在初始浓度为20μg/L时,三种氯乙醛的去除率均在2 h内达到90%以上。它们的UV254降解速率随卤代程度的增加而逐渐减缓,即MCAL>DCAL>TCAL。这一趋势与其在254 nm波长下的摩尔吸光系数的变化趋势完全相反,说明物质的吸光特性不是低浓度卤代乙醛光解速率的主导因素。本文通过产物分析发现,三种氯乙醛均会生成氢离子、氯离子和二氧化碳。由于氢离子的生成,反应体系的pH值在整个光解过程中会一直维持在酸性环境,因此氯乙醛的水解作用对该体系中卤乙醛的去除几乎无贡献。通过对体系进行物料守恒分析发现,三个物质均实现了总氯守恒,即氯乙醛在光照脱卤过程中,碳卤键断裂后卤素以离子态的形式被完全保留在水溶液中,未生成氯甲烷类挥发性卤代物逸散流失。三个物质的总碳均未守恒,MCAL、DCAL和TCAL在光解去除率达到90%后,总有机碳含量依次下降了45.8%、73.4%和76.6%,即UV254可矿化半数以上的氯代乙醛,使之转化为二氧化碳逸散至空气中。本文还考查了包括初始浓度、pH、余氯、氯离子、溴离子、碘离子、硝酸根离子、碳酸氢根离子及水体在内的九种环境因素对UV254卤代乙醛光解速率的影响。结果表明,卤代乙醛在自来水和泳池水中的光解速度要明显慢于超纯水配水。随着UV254光解体系中氯乙醛初始浓度、溴离子、碘离子、硝酸根离子和碳酸氢根离子浓度的增加,三种氯乙醛的光解均会受到抑制,其中二氯乙醛的光解速率受到的抑制作用最为明显。另一方面,随着水体中氯离子和余氯浓度的增加,氯乙醛的光解速率均会受到不同程度的促进作用,其中氯离子对二氯乙醛光解速率的促进最为明显。综上所述,UV254对水中氯代乙醛具有良好的去除效果,但水中可吸光物质和复杂的水体环境会对卤代乙醛的光解效果产生影响。
付静[10]（2018）在《饮用水中卤代硝基甲烷生成机理及臭氧对其影响研究》文中进行了进一步梳理卤代硝基甲烷（Halonitromethanes,HNMs）是氯消毒中典型的含氮类消毒副产物（Disinfection byproducts,DBPs）,由于其具有较高的生物毒性引起了越来越多的关注。但目前缺乏对HNMs生成机理的研究,尤其是O3氧化对含溴水体HNMFPs影响机理的研究。本研究选取典型胺类、偶氮类、硝基类有机物作为模型化合物,围绕它们在氯化过程中,以及经过O3氧化后再氯化时HNMs的生成特性及机理展开研究,重点研究了Br-对O3氧化胺类化合物HNMFPs的影响及机理,该研究结果可为保障饮用水安全提供理论依据。本研究建立了典型含氮有机物和天然水体在氯化过程中的三氯硝基甲烷（Trichloronitromethane,TCNM）生成动力学模型,结果发现含氮有机物和天然水体的TCNM生成动力学分为快反应和慢反应两阶段,反应2天时的TCNM生成量占最大生成量的90%以上。TCNM的生成动力学符合双室一级模型。研究结果表明偶氮类和硝基化合物的卤代硝基甲烷生成势（Halonitromethane formation potentials,HNMFPs）摩尔转化率较高（分别为0.1%-15%和1%-53%）,这是由于硝基化合物是HNMs的直接前体物,氯较易将偶氮键氧化为硝基,如脂肪族化合物中偶氮键上连有甲基时,或芳香族化合物中与偶氮键相连的苯环上含有能促进苯环开环的官能团时,会导致其HNMFPs较高。此外,由于氯较难将氨基氧化为硝基,胺类化合物的HNMFPs摩尔转化率普遍较低（绝大多数低于0.8‰）。由于O3可将氨基氧化为硝基,经过O3氧化后,胺类化合物的HNMFPs均显着升高（2-2000倍）。其中,当氨基上含有甲基,或β-C上含有促进C-C键断裂的去离子基团时,O3氧化后其HNMFPs升高的倍数更大。但是芳香族偶氮化合物的HNMFPs经O3氧化后显着下降（60%-98%）,这是由于O3可将芳香族偶氮化合物的偶氮键氧化为硝基化合物,而O3分解产生的·OH可使C-N键断裂,生成NO3-,导致HNMFPs降低。在O3氧化时,Br-可与O3反应生成HOBr,HOBr进一步与一级胺和二级胺反应生成溴代有机胺,溴代有机胺可被O3进一步氧化为硝基有机物,因此Br-显着提高了有机胺被O3氧化为硝基有机物的效率,而硝基有机物是HNMs的重要前体物,因此有Br-存在时,相比无Br-存在时,O3氧化胺类化合物和天然水体的HNMFPs升高的比例更大（绝大多数大于1倍）,且HNMs中溴的结合程度高于三卤甲烷。
二、溴制消毒剂中溴氯比对杀菌效果的影响（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、溴制消毒剂中溴氯比对杀菌效果的影响（论文提纲范文）
（1）抗菌活性成分在不同基质中检测方法的建立及其毒性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩写 |
| 引言 |
| 第一部分 磁性纳米材料结合HPLC-MS/MS检测不同基质中多种抗菌活性成分 |
| 第一节 基于聚吡咯修饰的磁性纳米材料同时测定地表水中11 种抗菌活性成分 |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 参考文献 |
| 第二节 基于三聚氯氰和咪唑修饰的树枝状磁性纳米材料同时测定婴幼儿食用果蔬泥中5 种季铵类抗菌活性成分 |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 参考文献 |
| 第二部分 基于Plackett Burman和 Box Behnken设计优化Qu ECh ERS技术用于检测沉积物中的三氯生,三氯卡班和卤卡班 |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 参考文献 |
| 第三部分 基于高分辨质谱的非靶向代谢组学技术分析抗菌活性成分的毒性效应和作用机制 |
| 第一节 基于UPLC-QTOF-MS的非靶向代谢组学技术分析4-氯-3-甲基苯酚(PCMC)对成年斑马鱼内源性代谢物的影响 |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 参考文献 |
| 第二节 基于UPLC-QTOF-MS的非靶向代谢组学技术分析苄索氯铵(BEC)对不同发育阶段斑马鱼的毒性作用 |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 参考文献 |
| 结论 |
| 综述 内分泌干扰物的研究进展 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）Fe2+活化过硫酸盐（PDS）高级氧化体系中卤离子的转化及副产物生成研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水中卤素离子的存在情况 |
| 1.2 卤代(有机/无机)副产物的生成途径和受影响的因素 |
| 1.3 过硫酸盐高级氧化技术 |
| 1.4 PDS的活化方法 |
| 1.5 PDS的应用前景 |
| 1.6 本课题主要研究内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 主要实验药品与配置方法 |
| 2.2 试验仪器及设备 |
| 2.3 药品及溶液的配制 |
| 2.4 主要试验方法 |
| 2.4.1 Fe~(2+)/PDS高级氧化技术氧化溴离子实验探究 |
| 2.4.2 Fe~(2+)/PDS氧化氯离子的实验探究 |
| 2.4.3 Fe~(2+)/PDS氧化多种卤素离子实验探究 |
| 2.5 主要检测方法 |
| 2.5.1 无机卤代副产物的测定 |
| 2.5.2 总有机卤素的测定 |
| 2.5.3 Fe~(2+)与高价铁浓度的测定 |
| 2.5.4 总有机碳的测定 |
| 第3章 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中溴离子的转化及副产物研究 |
| 3.1 Fe~(2+)/PDS氧化溴离子的实验机理分析 |
| 3.2 PDS浓度变化对Fe~(2+)/PDS高级氧化技术氧化溴离子的影响 |
| 3.3 Fe~(2+)浓度对Fe~(2+)/PDS氧化溴离子的影响 |
| 3.4 pH对Fe~(2+)/PDS氧化溴离子的影响 |
| 3.5 腐殖酸(HA)浓度对Fe~(2+)/PDS氧化溴离子的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中氯离子的转化及副产物研究 |
| 4.1 PDS浓度对Fe~(2+)/PDS氧化氯离子的影响 |
| 4.2 亚铁离子(Fe~(2+))浓度对Fe~(2+)/PDS氧化氯离子的影响 |
| 4.3 pH值对Fe~(2+)/PDS氧化氯离子的影响 |
| 4.4 腐殖酸(HA)对Fe~(2+)/PDS氧化氯离子的影响 |
| 4.5 Fe~(2+)/PDS氧化氯离子的实验机理分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中多种卤素离子同时存在的转化及副产物研究 |
| 5.1 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系同时氧化溴、碘离子 |
| 5.1.1 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中PDS浓度对溴、碘离子转化的影响 |
| 5.1.2 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中亚铁浓度对溴、碘离子转化的影响 |
| 5.1.3 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中pH值对溴、碘离子转化的影响 |
| 5.1.4 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中溴、碘离子浓度比对溴、碘离子转化的影响 |
| 5.1.5 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中腐殖酸(HA)对溴、碘离子转化的影响 |
| 5.2 亚铁/过硫酸盐高级氧化体系同时氧化溴、氯离子 |
| 5.2.1 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中PDS浓度对溴、氯离子转化的影响 |
| 5.2.2 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中亚铁离子浓度对溴、氯离子转化的影响 |
| 5.2.3 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中pH值对溴、氯离子转化的影响 |
| 5.2.4 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中溴、氯离子浓度比对溴、碘离子转化的影响 |
| 5.2.5 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中腐殖酸(HA)对溴、氯离子转化的影响 |
| 5.3 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中氯、溴、碘离子的转化及副产物的生成研究 |
| 5.3.1 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中PDS浓度对氯、溴、碘离子转化的影响 |
| 5.3.2 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中过亚铁离子浓度对氯、溴、碘离子转化的影响 |
| 5.3.3 Fe~(2+)/PDS高级氧化体系中pH值对氯、溴、碘离子转化的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）卤代甲基磺酸的发生、迁移转化及降解技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 卤代甲基磺酸(HMSAs)研究现状 |
| 1.2.1 HMSAs的危害 |
| 1.2.2 HMSAs的检测 |
| 1.2.3 影响HMSAs产生的因素 |
| 1.2.4 DBPs的迁移转化 |
| 1.2.5 HMSAs的降解 |
| 1.3 研究目标与内容 |
| 1.4 创新点 |
| 1.5 本章小结 |
| 2 卤代甲基磺酸(HMSAs)的检测方法探究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验仪器设备 |
| 2.2.2 实验药品及耗材 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 分析方法的质量控制和质量保证 |
| 2.3 结果和讨论 |
| 2.3.1 水样中HMSAs的检测方法 |
| 2.3.2 污泥中HMSAs分析方法研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 卤代甲基磺酸(HMSAs)的污染现状及产生原因 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 样品检测 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.2.4 实验药品和试剂 |
| 3.2.5 实验仪器和耗材 |
| 3.2.6 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 HMSAs污染现状 |
| 3.3.2 HMSAs产生原因 |
| 3.3.3 HMSAs数学预测模型 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 卤代甲基磺酸(HMSAs)在城市污水厂的迁移转化规律 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 样品采集 |
| 4.2.2 样品处理 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.2.4 实验方法 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 城市污水处理厂中HMSA的分布和去除规律分析 |
| 4.3.2 无机颗粒吸附HMSA特征分析 |
| 4.3.3 活性污泥吸附HMSA特征分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 卤代甲基磺酸(HMSAs)在地表水中的迁移转化规律 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 样品收集 |
| 5.2.2 样品前处理和检测 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.2.4 实验方法 |
| 5.3 结果和讨论 |
| 5.3.1 北京市地表水中HMSAs污染水平 |
| 5.3.2 空间变化对HMSAs的影响 |
| 5.3.3 季节变化对HMSAs的影响 |
| 5.3.4 底泥中HMSAs的污染 |
| 5.3.5 底泥对HMSAs吸附的动力学过程研究 |
| 5.3.6 底泥对HMSAs吸附的热力学过程研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 卤代甲基磺酸(HMSAs)的降解方法探究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验药剂 |
| 6.2.2 实验仪器 |
| 6.2.3 复合碳基纳米零价铁材料制备方法 |
| 6.2.4 去除Cl_2-MSA实验方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 材料表征 |
| 6.3.2 去除Cl_2-MSA实验 |
| 6.3.3 铜掺杂碳基纳米零价铁材料微电解反应机理研究 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 总结 |
| 参考文献 |
| 在学期间发表的学术论文 |
（4）青岛海域松节藻次级代谢产物及活性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 引言 |
| 1.1 藻类次级代谢产物的研究进展 |
| 1.1.1 萜类 |
| 1.1.2 酚类 |
| 1.1.3 肽类 |
| 1.1.4 糖苷类 |
| 1.1.5 其他类型化合物 |
| 1.2 松节藻次级代谢产物研究现状及应用 |
| 1.2.1 松节藻代谢产物的研究现状 |
| 1.2.2 松节藻代谢产物的应用 |
| 1.3 选题的意义与研究方法 |
| 1.3.1 选题意义 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.3.3 课题资助 |
| 第二章 松节藻的预处理与活性研究 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料的采集 |
| 2.1.2 主要试剂与仪器 |
| 2.1.3 试验材料处理 |
| 2.2 松节藻浸膏的初步分离 |
| 2.2.1 分离原理 |
| 2.2.2 实验材料与仪器 |
| 2.2.3 实验流程 |
| 2.2.4 实验结果 |
| 2.3 各组分活性初探 |
| 2.3.1 抑菌活性 |
| 2.3.2 抗卤虫活性 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 各组分的分离纯化及活性探究 |
| 3.1 实验试剂与材料 |
| 3.2 各组分的分离纯化 |
| 3.2.1 组分Fr.2的分离与纯化 |
| 3.2.2 组分Fr.3+Fr.4的分离纯化 |
| 3.2.3 组分Fr.5的分离与纯化 |
| 3.2.4 组分Fr.6+Fr.7的分离与纯化 |
| 3.2.5 组分Fr.8的分离与纯化 |
| 3.2.6 组分Fr.9的分离与纯化 |
| 3.2.7 组分Fr.10+Fr.11的分离与纯化 |
| 3.2.8 组分Fr.12-Fr.15的分离与纯化 |
| 3.2.9 组分Fr.16+Fr.18的分离纯化 |
| 3.3 生物活性筛选实验 |
| 3.3.1 抑菌活性 |
| 3.3.2 抗红线虫活性 |
| 3.3.3 抗卤虫活性 |
| 3.4 化合物的结构与解析 |
| 3.4.1 化合物Z8的结构解析 |
| 3.4.2 化合物Z10的结构解析 |
| 3.4.3 化合物Z12的结构解析 |
| 3.4.4 化合物Z22的结构解析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 结论与建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文及科研工作 |
| 致谢 |
（5）滤池反冲洗水回用对消毒副产物生成势的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 滤池反冲洗水回用研究现状 |
| 1.2.1 滤池反冲洗水的组成及其特性 |
| 1.2.2 滤池反冲洗水回用安全性评价 |
| 1.3 饮用水中消毒副产物的研究现状 |
| 1.3.1 消毒副产物的主要种类及毒性 |
| 1.3.2 消毒副产物生成的影响因素 |
| 1.3.3 消毒副产物生成的控制 |
| 1.4 饮用水处理的预氧化技术 |
| 1.4.1 预氯化 |
| 1.4.2 高锰酸钾预氧化 |
| 1.4.3 二化氯预氧化 |
| 1.4.4 臭氧预氧化 |
| 1.5 课题研究意义及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 仪器与材料 |
| 2.1.1 试剂与材料 |
| 2.1.2 标准溶液的配置 |
| 2.1.3 实验器皿清洗方法 |
| 2.1.4 仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 滤池反冲洗水的回用实验 |
| 2.2.2 预氧化实验 |
| 2.2.3 消毒实验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 预氧化剂的制备及检测 |
| 2.3.2 消毒剂的制备及检测 |
| 2.3.3 挥发性消毒副产物的检测 |
| 2.3.4 卤乙酸的检测 |
| 2.3.5 溴取代因子BIF |
| 3 回用对消毒副产物生成势的影响 |
| 3.1 回用比对CSF中有机物的影响 |
| 3.1.1 对浊度的影响 |
| 3.1.2 对UV、DOC和 SUVA的影响 |
| 3.2 回用比对CSF与 PRE(NACLO)-CSF中消毒副产物的影响 |
| 3.3 回用对消毒副产物前驱体与DBPFP相关关系的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 预氧化对回用水中消毒副产物生成势的影响 |
| 4.1 预氧化对PRE-CSF组合工艺中有机物的影响 |
| 4.1.1 对浊度的影响 |
| 4.1.2 对UV254、DOC和 SUVA的影响 |
| 4.1.3 3D-EEM分析 |
| 4.2 预氧化对PRE-CSF组合工艺中消毒副产物生成势的影响 |
| 4.2.1 对THMs的影响 |
| 4.2.2 对HAAs的影响 |
| 4.2.3 对HANs的影响 |
| 4.2.4 对HNMs的影响 |
| 4.2.5 对HKs的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 回用与预氧化对水中溴代DBPS的影响 |
| 5.1 不同回用比对水中DBP-BR生成的影响 |
| 5.1.1 溴化物浓度对不同回用比水中DBP-Br生成的影响 |
| 5.1.2 溴化物浓度对不同回用比水中DBP-Br分配比例的影响 |
| 5.2 不同预氧化方式对DBP-BR生成的影响 |
| 5.2.1 溴化物浓度对不同预氧化方式中DBPFP的影响 |
| 5.2.2 溴化物浓度对不同预氧化方式中DBP-Br分配的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 消毒方式对回用水中消毒副产物生成势的影响 |
| 6.1 消毒剂对预氧化NACLO-CSF工艺中DBPFP的影响 |
| 6.2 消毒剂对KMNO_4预氧化-CSF工艺中DBPFP的影响 |
| 6.3 消毒剂对CLO_2预氧化-CSF工艺中DBPFP的影响 |
| 6.4 消毒剂对O_3预氧化-CSF工艺中DBPFP的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间的主要科研成果 |
（6）消毒剂（Neopredisan-135）对西氏贝蛔虫卵的体外杀灭效果观察及西氏贝蛔虫β微管蛋白基因的检测（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一部分 文献综述 |
| 第一章 消毒剂类型及其在抗寄生虫中的应用 |
| 1 消毒剂类型 |
| 2 消毒剂在抗寄生虫上的应用 |
| 3 展望 |
| 第二章 寄生虫的β微管蛋白 |
| 1 微管蛋白概述 |
| 2 寄生虫的β微管蛋白 |
| 3 展望 |
| 本研究的目的及意义 |
| 第二部分 研究内容 |
| 第一章 消毒剂(Neopredisan-135)对西氏贝蛔虫卵的体外杀灭效果观察 |
| 引言 |
| 1 材料与试剂 |
| 1.1 试验样品 |
| 1.2 主要试剂 |
| 1.3 主要仪器 |
| 2 试验方法 |
| 2.1 虫卵的收集与处理 |
| 2.2 消毒剂浓度与处理时间的设定 |
| 2.3 虫卵处理后培养 |
| 2.4 虫卵的镜检观察与统计 |
| 2.5 数据处理 |
| 3 结果 |
| 3.1 消毒剂作用后虫卵的形态变化 |
| 3.2 Neopredisan135-1 消毒剂的杀灭效果 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第二章 西氏贝蛔虫β-微管蛋白基因的检测 |
| 引言 |
| 1 材料与试剂 |
| 1.1 寄生虫样本的采集与化学试剂 |
| 1.2 酶与化学试剂 |
| 1.3 主要仪器 |
| 1.4 主要遗传多样性分析软件 |
| 2 试验方法 |
| 2.1 虫体编号 |
| 2.2 西氏贝蛔虫DNA的提取 |
| 2.3 引物设计 |
| 2.4 PCR扩增 |
| 2.5 PCR产物电泳检测 |
| 2.6 DNA序列测序 |
| 2.7 数据分析 |
| 3 结果 |
| 3.1 PCR扩增结果 |
| 3.2 苯并咪唑类抗药性相关SNP位点的检测 |
| 3.3 基因型及频率的计算分析 |
| 3.4 I型 β微管蛋白基因单倍型的确定 |
| 3.5 种群遗传多样性分析 |
| 3.6 遗传分化程度分析 |
| 3.7 分子变异分析 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第三部分 结论与创新点 |
| 1 结论 |
| 2 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（7）饮用水中消毒副产物2-溴乙酰胺的控制技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 饮用水消毒方法 |
| 1.2.1 物理消毒法 |
| 1.2.2 化学消毒法 |
| 1.2.3 联合消毒法 |
| 1.3 饮用水消毒副产物 |
| 1.3.1 消毒副产物的种类 |
| 1.3.2 消毒副产物的危害 |
| 1.3.3 消毒副产物的控制 |
| 1.3.4 饮用水水质指标 |
| 1.4 论文研究的背景、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 研究目标及内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 试验和分析方法 |
| 2.1 试验材料和设备 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器与设备 |
| 2.2 试验溶液配制 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 粉末活性炭吸附MBAcAm试验方法 |
| 2.3.2 高铁酸钾去除MBAcAm试验方法 |
| 2.3.3 Fe/Cu催化还原技术去除MBAcAm试验方法 |
| 2.4 MBAcAm的分析方法 |
| 2.4.1 MBAcAm分析方法的建立 |
| 2.4.2 分析条件 |
| 2.4.3 标准曲线 |
| 2.4.4 样品色谱图 |
| 2.4.5 加标回收率与精密度 |
| 第三章 粉末活性炭吸附MBAcAm的试验研究 |
| 3.1 反应时间对吸附效果的影响 |
| 3.2 PAC投加量对吸附效果的影响 |
| 3.3 MBAcAm初始浓度对吸附效果的影响 |
| 3.4 温度对吸附效果的影响 |
| 3.5 pH对吸附效果的影响 |
| 3.6 PAC吸附等温线 |
| 3.7 动力学分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 高铁酸钾去除MBAcAm的试验研究 |
| 4.1 反应时间对去除效果的影响 |
| 4.2 高铁酸钾投加量对去除效果的影响 |
| 4.3 pH对去除效果的影响 |
| 4.4 温度对去除效果的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 Fe/Cu催化还原技术去除MBAcAm的试验研究 |
| 5.1 Fe/Cu质量比对去除效果的影响 |
| 5.2 Fe/Cu投加量对去除效果的影响 |
| 5.3 温度对去除效果的影响 |
| 5.4 MBAcAm初始浓度对去除效果的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 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 |
| 学位论文数据集 |
（8）硝酸盐在紫外/氯消毒过程中生成卤代硝基甲烷的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水中硝酸盐污染现状 |
| 1.3 氯消毒条件下消毒副产物生成的研究进展 |
| 1.3.1 氯消毒条件下消毒副产物生成的种类 |
| 1.3.2 氯消毒条件下消毒副产物生成的影响因素 |
| 1.4 紫外/氯消毒条件下卤代硝基甲烷生成的研究进展 |
| 1.4.1 卤代硝基甲烷的种类及来源 |
| 1.4.2 紫外/氯消毒方式对消毒副产物生成的影响 |
| 1.4.3 硝酸盐在紫外/氯消毒条件下生成卤代硝基甲烷的机制 |
| 1.5 研究内容、技术路线及创新点 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.5.3 研究创新点 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.1.1 实验装置与仪器 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 紫外/氯消毒实验方法 |
| 2.2.2 HNMs的测定方法 |
| 2.2.3 溶液中不同形态氮的测定方法 |
| 2.2.4 硝酸盐生成HNMs的影响因素实验 |
| 2.2.5 实际水厂水样中硝酸盐生成HNMs实验 |
| 第三章 硝酸盐在紫外/氯消毒过程中对HNMs生成的影响 |
| 3.1 硝酸盐在紫外/氯消毒过程中对CNM生成的影响 |
| 3.1.1 碳源种类对硝酸盐生成CNM的影响 |
| 3.1.2 碳源浓度对硝酸盐生成CNM的影响 |
| 3.1.3 硝酸盐种类对CNM生成的影响 |
| 3.1.4 硝酸盐初始浓度对CNM生成的影响 |
| 3.1.5 自由氯浓度对CNM生成的影响 |
| 3.1.6 紫外光照强度对CNM生成的影响 |
| 3.1.7 pH对CNM生成的影响 |
| 3.2 硝酸盐溶液在紫外/氯消毒过程中对DCNM生成的影响 |
| 3.2.1 碳源种类对硝酸盐生成DCNM的影响 |
| 3.2.2 碳源浓度对硝酸盐生成DCNM的影响 |
| 3.2.3 硝酸盐种类对DCNM生成的影响 |
| 3.2.4 硝酸盐初始浓度对DCNM生成的影响 |
| 3.2.5 自由氯浓度对DCNM生成的影响 |
| 3.2.6 紫外光照强度对DCNM生成的影响 |
| 3.2.7 pH对DCNM生成的影响 |
| 3.3 硝酸盐在紫外/氯消毒过程中对TCNM生成的影响 |
| 3.3.1 碳源种类对硝酸盐生成TCNM的影响 |
| 3.3.2 碳源浓度对硝酸盐生成TCNM的影响 |
| 3.3.3 硝酸盐种类对TCNM生成的影响 |
| 3.3.4 硝酸盐初始浓度对TCNM生成的影响 |
| 3.3.5 自由氯浓度对TCNM生成的影响 |
| 3.3.6 紫外光照强度对TCNM生成的影响 |
| 3.3.7 pH对TCNM生成的影响 |
| 3.4 氯氮比对硝酸盐在紫外/氯条件下生成HNMs的影响 |
| 3.5 硝酸盐在紫外/氯消毒过程中生成HNMs的潜能 |
| 3.6 硝酸盐在紫外/氯消毒过程中不同形态氮的变化规律 |
| 3.7 硝酸盐在紫外/氯消毒过程中生成HNMs的途径 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 实际水厂水样中硝酸盐生成HNMs的研究 |
| 4.1 污水厂水样中硝酸盐生成HNMs的研究 |
| 4.1.1 污水厂原水水质指标 |
| 4.1.2 污水厂原水在氯化条件下生成HNMs的规律 |
| 4.1.3 污水厂原水在紫外/氯条件下生成HNMs的规律 |
| 4.2 给水厂水样中硝酸盐生成HNMs的研究 |
| 4.2.1 给水厂原水水质指标 |
| 4.2.2 给水厂原水在氯化条件下生成HNMs的规律 |
| 4.2.3 给水厂原水在紫外/氯条件下生成HNMs的规律 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.1.1 硝酸盐在紫外/氯消毒过程中生成HNMs的规律 |
| 5.1.2 实际水厂水样中硝酸盐生成HNMs的规律 |
| 5.1.3 实际水厂消毒工艺的优化建议 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（9）水中卤代乙醛紫外光降解速率及影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 卤代乙醛来源及检出频率 |
| 1.1.2 卤代乙醛的种类及毒性 |
| 1.1.3 卤代乙醛的浓度限值 |
| 1.1.4 卤代乙醛的生成控制 |
| 1.2 卤代乙醛检测方法 |
| 1.3 国内外卤代乙醛去除研究现状 |
| 1.3.1 国内卤代乙醛去除研究 |
| 1.3.2 国外卤代乙醛去除研究 |
| 1.4 课题研究的目的及内容 |
| 1.4.1 课题来源及研究目的 |
| 1.4.2 课题研究的内容 |
| 第2章 实验材料及方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验用水 |
| 2.1.4 标准溶液配置 |
| 2.2 检测方法 |
| 2.2.1 卤代乙醛检测方法 |
| 2.2.2 离子色谱检测方法 |
| 2.2.3 总有机碳检测方法 |
| 2.3 各物质标准曲线 |
| 2.3.1 气相色谱检测物质标准曲线 |
| 2.3.2 离子色谱检测物质标准曲线 |
| 2.4 反应装置 |
| 第3章 卤代乙醛的发生及光解产物分析 |
| 3.1 卤代乙醛的发生 |
| 3.2 水解作用及紫外灯分析 |
| 3.2.1 光解过程中水的温度变化 |
| 3.2.2 光解过程中物质水解程度 |
| 3.2.3 灯效能测定 |
| 3.2.4 实验用灯主要波长分析 |
| 3.2.5 卤代乙醛光解速率常数 |
| 3.3 氯代乙醛产物分析 |
| 3.3.1 一氯乙醛产物分析 |
| 3.3.2 二氯乙醛产物分析 |
| 3.3.3 三氯乙醛产物分析 |
| 3.4 降解途径分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 紫外光降解卤代乙醛影响因素研究 |
| 4.1 卤代乙醛初始浓度影响 |
| 4.2 无机离子的影响 |
| 4.2.1 氯离子影响 |
| 4.2.2 溴离子影响 |
| 4.2.3 碘离子影响 |
| 4.2.4 硝酸根离子影响 |
| 4.2.5 溶液pH影响 |
| 4.2.6 碳酸氢根离子影响 |
| 4.3 不同水质的影响 |
| 4.3.1 自来水中余氯影响 |
| 4.3.2 不同水质的影响 |
| 4.4 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）饮用水中卤代硝基甲烷生成机理及臭氧对其影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 abstract 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 卤代硝基甲烷概述 |
| 1.2.1 卤代硝基甲烷种类 |
| 1.2.2 卤代硝基甲烷测定方法 |
| 1.2.3 卤代硝基甲烷分布 |
| 1.2.4 卤代硝基甲烷的毒性 |
| 1.3 卤代硝基甲烷的生成与控制 |
| 1.3.1 卤代硝基甲烷的前体物 |
| 1.3.2 卤代硝基甲烷的生成机理 |
| 1.3.3 卤代硝基甲烷生成的影响因素 |
| 1.3.4 卤代硝基甲烷的控制技术 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 第2章 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 标准样品和试剂 |
| 2.1.2 主要仪器 |
| 2.1.3 其它材料 |
| 2.2 氯化试验 |
| 2.2.1 含氮有机物的降解动力学 |
| 2.2.2 消毒副产物生成动力学 |
| 2.3 臭氧氧化试验 |
| 2.4 水源水采集 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 消毒副产物 |
| 2.5.2 产物鉴定 |
| 2.5.3 其它水质指标 第3章 含氮有机物氯化过程中卤代硝基甲烷生成特性 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 芳香族偶氮化合物的氯化降解 |
| 3.2.1 芳香族偶氮化合物的氯化降解动力学 |
| 3.2.2 pH对芳香族偶氮化合物氯化降解动力学的影响 |
| 3.3 芳香族偶氮化合物氯化过程中卤代硝基甲烷的生成 |
| 3.3.1 芳香族偶氮化合物氯化过程中消毒副产物的生成 |
| 3.3.2 芳香族偶氮化合物三氯硝基甲烷生成动力学 |
| 3.3.3 pH对三氯硝基甲烷生成动力学影响 |
| 3.4 含氮有机物氯化生成卤代硝基甲烷机理 |
| 3.4.1 硝基化合物 |
| 3.4.2 胺类化合物 |
| 3.4.3 偶氮类化合物 |
| 3.5 本章小结 第4章 臭氧氧化对卤代硝基甲烷生成势影响及机理 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 臭氧对含氮有机物卤代硝基甲烷生成势影响 |
| 4.2.1 臭氧浓度 |
| 4.2.2 pH值 |
| 4.2.3 羟基自由基淬灭剂 |
| 4.3 臭氧对胺类化合物卤代硝基甲烷生成势影响及机理 |
| 4.3.1 臭氧对胺类化合物卤代硝基甲烷生成势影响 |
| 4.3.2 臭氧对胺类化合物卤代硝基甲烷生成势影响机理 |
| 4.4 臭氧对偶氮化合物卤代硝基甲烷生成势影响及机理 |
| 4.4.1 臭氧对偶氮化合物卤代硝基甲烷生成势影响 |
| 4.4.2 臭氧对偶氮化合物卤代硝基甲烷生成势影响机理 |
| 4.5 臭氧对天然水体卤代硝基甲烷生成势影响 |
| 4.5.1 原水水质 |
| 4.5.2 天然水体经臭氧氧化后卤代硝基甲烷生成势变化 |
| 4.6 本章小结 第5章 溴离子对卤代硝基甲烷生成的影响及机理 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.2.1 溴离子催化氨氮生成硝酸根 |
| 5.2.2 溴离子添加次序对臭氧氧化对卤代硝基甲烷生成势影响 |
| 5.3 溴离子对氯化过程中卤代硝基甲烷生成影响 |
| 5.4 溴离子对臭氧氧化胺类化合物卤代硝基甲烷生成势的影响 |
| 5.4.1 溴离子对臭氧氧化胺类化合物卤代硝基甲烷生成势种类分布影响 |
| 5.4.2 溴离子对臭氧氧化一级胺卤代硝基甲烷生成势影响 |
| 5.4.3 溴离子对臭氧氧化二级胺卤代硝基甲烷生成势影响 |
| 5.4.4 溴离子对臭氧氧化三级胺卤代硝基甲烷生成势影响 |
| 5.5 溴离子对臭氧氧化胺类化合物对卤代硝基甲烷生成势影响机理 |
| 5.5.1 臭氧氧化含溴水体直接生成卤代硝基甲烷研究 |
| 5.5.2 溴离子催化臭氧氧化胺类化合物生成硝基化合物 |
| 5.6 溴离子对臭氧氧化天然水体卤代硝基甲烷生成势影响及机理 |
| 5.6.1 溴离子浓度对臭氧氧化天然水体卤代硝基甲烷生成势影响 |
| 5.6.2 溴离子对实际水体经臭氧氧化后卤代硝基甲烷生成势影响的机理 |
| 5.7 本章小结 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 参考文献 致谢 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
四、溴制消毒剂中溴氯比对杀菌效果的影响（论文参考文献）
- [1]抗菌活性成分在不同基质中检测方法的建立及其毒性研究[D]. 张梦妍. 河北医科大学, 2021(02)
- [2]Fe2+活化过硫酸盐（PDS）高级氧化体系中卤离子的转化及副产物生成研究[D]. 韦洁. 扬州大学, 2020
- [3]卤代甲基磺酸的发生、迁移转化及降解技术研究[D]. 刘凯. 中国矿业大学(北京), 2020(01)
- [4]青岛海域松节藻次级代谢产物及活性研究[D]. 赵炳谚. 青岛理工大学, 2019(02)
- [5]滤池反冲洗水回用对消毒副产物生成势的影响研究[D]. 蒙珂. 西安建筑科技大学, 2019(06)
- [6]消毒剂（Neopredisan-135）对西氏贝蛔虫卵的体外杀灭效果观察及西氏贝蛔虫β微管蛋白基因的检测[D]. 熊浪. 四川农业大学, 2019(01)
- [7]饮用水中消毒副产物2-溴乙酰胺的控制技术研究[D]. 陈嘉都. 浙江工业大学, 2019(02)
- [8]硝酸盐在紫外/氯消毒过程中生成卤代硝基甲烷的研究[D]. 朱繁芳. 东南大学, 2019(05)
- [9]水中卤代乙醛紫外光降解速率及影响因素研究[D]. 许昊宇. 哈尔滨工业大学, 2019(02)
- [10]饮用水中卤代硝基甲烷生成机理及臭氧对其影响研究[D]. 付静. 清华大学, 2018(06)