一、福建省饮用水氟最高浓度的研究（论文文献综述）
骆璐[1]（2021）在《药用植物多农残重金属的大样本检测及综合风险评估》文中研究指明目的药用植物外源性有害残留物污染现象严重影响药材的安全性及有效性。针对规模化种植药用植物的污染状况,本研究旨在建立药用植物外源性有害残留物系统的检测方法体系、风险评估体系、有害残留物标准及质量管控体系,提出保障药材质量及安全性的有效措施。方法1.药用植物农残的检测收集了 1771批次共182种大规模种植的药用植物样本,通过文献检索确定了药用植物中常检出的、禁用的、以及高毒的共136个农药残留,使用液相色谱-串联质谱（LC/MS-MS）或气相色谱-串联质谱（GC/MS-MS）对136种具有高毒和高检出率的农药进行检测,建立了药用植物的多残留农药检测体系。通过欧盟药典公式,计算出农药的最大残留限量,计算其检出率及超标率。2.药用植物重金属的检测采用电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）对1773批次共86种药用植物中五种重金属镉（Cd）、铅（Pb）、砷（As）、汞（Hg）和铜（Cu）进行检测。根据20个国家和地区以及7个国际组织颁布的五种重金属的现有标准,分别计算重金属的检出率及超标率。3.药用植物农残的风险评估对于农残造成的健康风险,采用膳食风险评估区分由于农残暴露量升高而对健康构成的可接受或不可接受风险。应用危害商（HQ）和危害指数（HI）来量化急性、慢性以及药用植物农残的累积暴露风险;采用风险安全序数,通过风险等级评分对农药和药材的风险等级进行分类和排序。通过将农药毒性、农药摄入量和可检测残留水平的相应分值进行计算,得到农药的风险等级得分（S）和药材的风险指数（RI）。此外,首次建立了针对药用植物农残的健康影响评估体系,将致癌和非致癌风险与疾病发病率相关联。对药用植物农药残留引起的患者摄入量以及相关癌症和非癌症聚集效应进行量化,并将两者合并成患者健康影响得分（IS）,用伤残调整生命年（DALY）表示。4.药用植物重金属的风险评估对于重金属造成的健康风险,采用膳食风险评估、非癌症风险评估和癌症风险评估探讨药用植物中重金属污染对人体健康的潜在影响。膳食风险评估计算出每日预估重金属摄入量（EDI）与各金属的每日可接受摄入量（PTDI）比较;非癌症风险分别计算了每种药材中各金属的非癌症危害商（HQ）及每种药材的总非致癌危害指数（HI）;同时计算了每种药材中三种明确癌症风险金属的癌症风险值（CR）,与癌症强度因子（CSF）比较,并计算了每种药材的总癌症风险值。结果1.药用植物农残检出及超标情况农残的总检出率为88.03%（1559批次）,超标率为59.01%（1045批次）。根据欧盟（EU）、美国（US）和中国的相关规定,共检出35种禁用农药。在至少42.97%的样品（761批次）中检测到35种禁用农药,其中速灭磷和总DDT分别的检出率分别为 24.20%（LC/MS-MS,242/1000）和 13.10%（GC/MS-MS,101/771）。此外,8种禁用农药的浓度水平比欧盟标准高出500倍以上。菊花中检出农药37种（超标8种,禁用7种）,其次是山楂（29种）和益智（27种）。农药在根茎及根茎类药材中的检出率最高（48.62%,n=1559）,在花类药材中检出率最低（5.77%,n=1559）。风险最高的农药属于有机磷杀虫剂,杀虫剂（45.42%,n=6387）和杀菌剂（33.69%,n=6387）检出率最高。2.药用植物农残风险评估根据农残的膳食风险评估结果,10种药材的急性风险为不可接受风险（HIa>1）,包括山楂（HIa=12.09）,花椒（HIa=11.54）,枸杞子（HIa=1.86）,和苦地丁（HIa=1.48）等。23种药用植物的慢性风险为不可接受风险（HIc>1）,包括山楂（HIc=6.62）,肉豆蔻（HIc=3.51）,和花椒（HIc=3.38）等。山楂和花椒的急慢性风险（HQa和HQc）及急慢性累积风险（HIa和HIc）最高,而禁用农药呋喃丹和速灭磷在膳食暴露风险评估中危害商最高。此外,果实和种子类药材显示出最高的膳食暴露风险。在风险安全序数评估中,山楂、枸杞子、金银花和蒲公英中检测到的3-羟基呋喃丹和对溴磷的风险等级得分（S=140）最高。而药用植物山楂的危害指数最高（RI=1925）,其次是石斛（RI=1315）和防风（RI=1144）。此外,根据Spearman相关系数,农药残留（p=0.783）对风险排序的贡献最大,其次是农药毒性（p=0.691）,草药摄入量（p=0.370）最小。根据健康影响评估结果,药材薏苡仁（min ISh=3945.40 μDALY·person-1,mean ISh=972.07 μDALY.person-1）和川明参（ISh=4287.78μDALY·person-1）调整伤残年数最高,而薏苡仁o,p’-DDT（ISi,h=2729.58 μDALY·person-1）,及川明参中的 o,p’-DDT（mean ISi,h=2837.91 μDALY·person-1,max ISi,h=3682.78μDALY·person-1）风险最高。综合三种风险评估方法,总滴滴涕、呋喃丹,和速灭磷被确认为是最具风险隐患的杀虫剂。其除具有肾毒性和肝毒性外,还具有致癌、遗传毒性、神经毒性和生殖毒性等。且山楂为代表的果实类药材的农残问题需要特别关注。3.药用植物重金属检出及超标情况所有样品均检测到了重金属,总计30.51%（541）的样品中至少有一种重金属超过中国药典（2020版）标准,433个样品检测出一种超标金属,75个样品检测出两种超标金属,24个样品检测出种3超标金属,9个样品检测出4种超限金属。五种重金属的超标率依次为Pb（102,5.75%）>Cd（88,4.96%）>As（74,4.17%）>Hg（67,3.78%）>Cu（31,1.75%）。Hg在菊花中检出的最高浓度超标66.17倍,Pb在桔梗中检出的最高浓度超标9.02倍。叶及皮类药用植物的超标率为9.68%,果实及种子类的超标率为16.13%,全草及其它类的超标率为41.94%,根及根茎类药材的超标率为19.35%。重金属在果实和种子类药材中的检出率最高,而在全草类药材的超标率最高。重金属Pb的超标率最高,其次是Cd 和 As。4.药用植物重金属风险评估根据重金属的膳食风险评估,共有25种（29.07%）草药（n=86）存在不可接受的风险,其中9种以果实及种子入药,5种为花类,3种为根茎类,2种为叶及皮质类。7种草药中Pb、5种草药中的Cd、4种草药中的Hg和3种草药中As的最大估计日摄入量（EDI）超过了相应的暂定允许日摄入量（PTDI）。车前草的非癌症风险最高（HI=11.47）,而穿心莲的癌症风险最高（CR=5.27E-09）。重金属As在草药中显示出最高的非癌症（HQ=9.95）和癌症风险（CR=4.48E-09）。结论农药在根茎及根茎类药材中的检出率最高,在花类药材中检出率最低,以山楂为代表的果实类药材的农残风险最高。重金属在果实和种子类药材中的检出率最高,而在全草类药材的超标率最高。风险最高的农药属于有机磷杀虫剂,总滴滴涕、呋喃丹,和速灭磷被确认为是最具风险隐患的杀虫剂。重金属As在草药中显示出最高的非癌症和癌症风险。本研究是时空尺度大规模的药用植物外源性有害残留物检测及风险评估,为标准制定、药用植物规模化生产管理体系的建立及质量监管提供了数据支撑及依据。
刘子奇[2]（2021）在《华北某区农村供水水质评估、供水现状与可持续发展研究》文中提出安全可靠的饮用水与农村人民的身体健康和生活水平息息相关,是乡村振兴战略规划中的重要一环。华北某区农村饮用水水质评价与供水工程建设,对当地人民生活水平的提高、社会的稳定以及城乡一体化发展有着重要的意义。本文对华北某区农村供水工程进行调研,对比了饮用水水质评价方法,得出亟需处理的污染指标;分析了该地区饮水安全、供水管理以及服务过程中存在的问题;从供水安全、供水管理和供水服务三个角度论述了供水工程可持续发展,并针对现存的问题提出了相应的合理建议。在饮用水水质的评价中,国标法和综合水质指数（WQI）均是以《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）为评价依据,分别定性和定量反映供水水质的评价方法。健康风险评估把污染物负荷与人类健康联系起来,是评估污染物对人类健康的潜在危害的水质评价方法。通过上述3种方法对华北某区农村饮用水水质进行评估,可从不同维度评估供水水质情况,并对水质评估方法提出可行的改进建议。国标法和WQI评估结果显示水样合格率分别为51.4%和89.2%,对比国标法,WQI在解释地域饮用水的风险值大小以及判断该地水质是否适合饮用方面具有较大优势。对比前两种方法,健康风险评估不受国标限值影响,能够指出了限值之下指标的潜在健康风险。评估结果显示As和六价铬为主要污染物,其中Cr6+浓度低于标准限值,二者非致癌风险和致癌风险均超过10-6。污染物对儿童的非致癌和致癌总风险分别是成人的10倍和2倍。WQI与健康风险评估两者共同运用于饮用水水质评估,既涵盖了《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）的重要指标,又对有较大危害的非致癌和致癌指标进行了饮用水摄入的暴露评价,可定量、全面以及客观的展示水质优劣,明确了该地区饮用水中的主要污染物为总大肠菌群数、As和Cr6+。在农村供水运行与维护方面,主要问题有:供水站有6%缺少水源保护措施,14%站区环境较差,存在饮用水安全隐患;8%的供水站供水配套设施未能及时运维检修,导致部分水质不合格;供水工程管理制度执行情况一般,缺少专业管理人员,未按要求公示的供水站高达85%;生产安全巡查监管力度弱,约10%的供水站巡查记录和档案保存不完整;入户计量表安装率仅为30%,水费收缴困难。造成上述问题的主要原因有两方面,一方面村民饮用水安全保护意识欠缺,相关部门政策执行力度不到位,另一方面为供水工程管理模式和供水服务落后。基于农村供水水质、运行和维护的调研与分析,对农村供水工程可持续发展提出建议如下:（1）在供水安全方面,应提高村民饮用水安全保护意识,政府及相关部门起统筹管理作用,形成“政府指导为主、监管为主,群众参与、监督为辅”的供水安全管理模式,加强饮用水水源地及供水环境的保护和管理。增加纳滤膜处理设备等供水配套设施,改善重金属超标水质,保障供水安全。（2）在供水管理方面,千吨万人供水工程应推行企业化运营和专业化管理模式,千吨万人以下供水工程应以小型工程委托管理模式为原型,委托专业机构辅助管理。定期开展管理人员专业培训,组织职能考核和交流活动。加强供水站消防管理和水质监测,构建卫生监督体系,进行安全生产巡查工作,实现动态管理。（3）在供水服务方面,明确供水服务过程的角色和功能分配,实现供水工程硬件交付向服务交付转变。提高村民的水费收缴意识,优化计量设施,利用现代化手段缴费,落实水价补贴和运行管护费用等保障机制。充分利用物联网、大数据和云计算等手段,构建信息化、智能化和自动化的控制管理系统,促进水务数据融合与共享,打造农村智慧水务服务体系。
李燕[3]（2021）在《七大河流中优先控制药物毒性分析及其源头削减工艺评估》文中指出药物已被广泛应用于人类健康、畜牧养殖和食品加工等方面,成为与人类生活密切相关的化合物种类之一。近年来,在地表水和地下水等环境水相中检测到的药物污染物种类及浓度水平越来越高。这些物质不仅对水体环境和水生生物产生不利影响,甚至影响整个生态系统和人类健康,因此对药物产生的潜在毒性和环境影响研究成为近年来国内外研究热点。本研究围绕中国七大河流中优先控制药物筛选、基于USEtox的环境水体中药物潜在毒性研究和污水深度处理工艺去除优先控制药物的毒性及环境影响评价等方面开展了相关研究,为研究人员和监管机构提供关于药物对人类和生态健康风险的指导,同时克服传统环境影响评估方法的片面性和局部性,为污水处理厂提标改造工程的规划和决策提供环境影响的科学依据。基于中国药物使用、污染及深度处理现状,采用综合评分法,选取实际环境浓度、环境暴露风险和生态影响作为指标,建立了中国七大河流中优先控制药物筛选体系,并通过筛选体系确立了包括10种抗生素（红霉素、脱水红霉素、阿奇霉素、克拉霉素、甲氧苄啶、磺胺甲恶唑、乙酰磺胺甲恶唑、环丙沙星、诺氟沙星、头孢唑啉）、3种消炎药物（布洛芬、双氯酚酸、吲哚美辛）和1种降血脂药（苯扎贝特）在内的中国七大河流中优先控制药物清单。通过研究发现,抗生素是中国七大河流中风险最高的药物种类,磺胺类则是中国七大河流中风险最高的抗生素类别。此外,长江、珠江和海河流域的药物污染程度高于其他流域,珠江流域对水生生物的潜在风险最高,松花江和海河流域的潜在风险最低。本研究对中国七大河流中药物的分布特征和健康风险进行了系统研究,为我国流域中药物污染的管理和调控提供了新型决策支持体系。基于药物理化特性、降解速率、生物蓄积性、生态毒性和人体毒性等输入参数,利用USEtox模型进行39种药物的生态毒性和人体毒性特征化因子分析,并分析了我国七大河流中药物的潜在毒性影响。在我国七大河流中磺胺类和大环内酯类抗生素是生态毒性影响最高的药物种类,其生态影响分别在ND-1.29×10-6CTUe和3.96×10-8-9.37×10-7 CTUe之间。喹诺酮类抗生素和消炎药是人体毒性影响最高的药物种类,其人体影响分别在2.67×10-17-4.09×10-15 CTUh和ND-5.98×10-12 CTUh之间。对造成流域中药物污染现状的排放源进行分析,基于综合评分法,选取预测环境浓度、药物去除率、生态影响和健康影响四个指标,确立了适用于中国污水处理厂的优先控制药物清单。采用USEtox方法和CML2001方法分别对颗粒活性炭、纳滤和臭氧氧化三种污水深度处理工艺去除包含优先控制药物在内的39种药物的毒性影响和环境影响进行评价,确定纳滤工艺去除药物生态及人体毒性影响效果最佳且产生的环境负荷最小。纳滤工艺对进水中药物生态和人体毒性分别降低了92%和95%,且运行过程中产生毒性影响最小,电力和化学物的生产使用是造成毒性影响和环境影响的关键因素。电力对非生物性资源耗损、全球气候变暖、臭氧层损耗和光化学烟雾等环境影响类别的贡献度最大,分别为88.25%、87.16%、73.38%和76.36%;化合物对酸化效应和富营养化等环境影响类别的贡献度最大,分别为60.20%和59.55%。
郑天怡[4]（2020）在《紫外光诱导甲酸还原水体中硝态氮的研究》文中研究表明研究表明,中国人为产生的氮素进入淡水的速度几乎是“安全”水平估值的3倍,我国许多地区地下水的硝酸盐浓度上升至15 mg/L以上,而硝酸盐摄入人体后会引发高铁血红蛋白症、胃癌、高血压等疾病,给以地下水为原水的生活饮用水安全带来隐患。现阶段常用的水体中硝酸盐污染物的去除方法存在着反应速率慢、反应过程复杂、碳源不足等问题,并且由于氮元素的特殊性,常规去除手段也伴随着产生氨氮、亚硝态氮等副产物的风险。近年来,高级还原技术（Advanced Reduction Processes,ARPs）利用强还原性自由基可高效去除水体中的氧化性污染物,具有反应速率快、反应过程简单、运行能耗低等优点。目前常见的ARPs体系有紫外/亚硫酸盐、紫外/连二亚硫酸盐、紫外或热活化过硫酸盐耦合甲酸等,主要用于还原卤代有机物、氧化性相对较高的无机物污染物（六价铬盐为代表）以及少数新型污染物。本论文尝试利用紫外光直接活化甲酸来产生·CO2-自由基,用于还原水体中的NO3--N,并开展了降解效能、影响因素、反应机理及反应动力学特性的研究,获得的主要结论如下:1、对比了UV/HCOOH/N2、UV/HCOOH/O2、UV/HCOOH、HCOOH、UV五种体系中硝态氮的还原效率,确定了高效降解硝态氮污染物的基本反应条件为UV/HCOOH/N2。当采用125 W高压汞灯为光源,反应体系NO3--N初始浓度50 mg/L、HCOOH初始浓度9 mmol/L,初始pH值在3～4时,反应90 min后NO3--N的降解率与气体转化率分别达到99.9%与99.8%。甲酸浓度的升高、光照强度的增加均会提高NO3--N的还原效率,底物中阳离子的变化及Cl-、HCO3-/CO32-、H2PO4-的存在对NO3--N的还原结果无显着影响,初始pH、腐殖酸会对硝态氮的还原效果产生较大影响。2、通过对还原产物的组分分析、中间产物转化过程及活性自由基的测定,研究了紫外光诱导甲酸还原硝态氮的反应机理。发现利用UV/HCOOH/N2体系还原硝酸盐会伴随着亚硝酸盐与氨氮的生成,但最终结果不会带来亚硝酸盐及氨氮危害。在该体系还原硝态氮的反应中存在着NO3--N直接转化为N2的过程,而不是首先生成NO2--N再由NO2--N进一步被还原生成N2。通过添加自由基猝灭剂以及EPR检测可以证实UV/HCOOH/N2体系中硝态氮的降解主要是由于紫外辐射引发水中HCOOH/HCOO-产生·CO2-所造成的,而·CO2-的产生是·OH作用的结果。3、在UV/HCOOH/N2体系中,以NO2--N为目标污染物的降解符合零级反应动力学模型,速率常数为1.54 min-1。而NO3--N的降解反应动力学分为两个阶段:NO3--N去除率小于60%时为零级反应动力学,速率常数为1.03 min-1;后期为一级反应动力学,速率常数为0.08 min-1。反应体系的温度升高有利于NO3--N的降解,其表观活化能为Ea=3.08 k J/mol。4、此外,在应用性探讨中发现,当HCOOH与NO3--N的摩尔比达到2.5时,理论上反应体系中的NO3--N就可以高效、便捷地实现无害化去除。若应用该方法对NO3--N的去除率要求不高时则不会带来TOC的二次污染问题。当以食品添加剂山梨酸钾代替甲酸作为还原剂时也能达到较高的降解效果,但其还原速率与气体转化率均较低,反应过程中伴随了大量的氨氮副产物生成,且山梨酸钾在参与还原反应后并未完全矿化,仍存在含氧烯烃副产物。本文利用紫外光直接活化甲酸产生·CO2-自由基还原水体中的NO3--N,具有还原效率高、气体选择性好、反应条件温和的优点,值得进一步开展工程化研究,为我国水体中的硝酸盐污染的去除提供一种新的路径和方法。
秦文友[5]（2020）在《中国东南主要河流表层水、沉积物和土壤中全氟烷基酸的赋存特征及风险评价》文中研究表明全氟烷基酸（Perfluoroalkyl acids,PFAAs）是已知的人工合成的的一类化学品,被各行各业广泛生产并用于工业制造。PFAAs在环境中几乎无处不在,显然PFAAs是一类全球性污染物,具有持久性、生物富集和毒性效应。福建省和浙江省是我国东南重要的工业生产中心,分布有氟化工生产基地（如巨化集团）,以及纺织印染、制革、造纸、半导体、造船、炼油厂、水溶性消防器材等相关行业,是潜在的PFAAs工业排放源。河流、沉积物和土壤是PFAAs的重要环境受体,且与居民的饮水饮食健康息息相关。因为PFAAs污染潜在生态风险和健康风险。然而关于我国东南沿海主要河流水体、沉积物和周边土壤等介质中PFAAs赋存水平的报道较少。本文选取我国东南13条主要条河流研究表层水、沉积物和土壤中17种常见PFAAs的赋存水平、组成及空间分布特征,探究PFAAs的环境分配行为和污染来源,估算了通过河流向海洋输送PFAAs的质量流量,并评价了表层水中赋存典型PFAAs的生态风险和饮水健康风险,最后整理了各国保护生态环境和居民健康所做的风险调控。研究结果表明,河流水体是PFAAs的主要受体环境,∑PFAAs赋存浓度范围是0.90231.52ng/L（均值46.82 ng/L）,沉积物和土壤中∑PFAAs最高检出浓度分别为1.80 ng/g和33.28 ng/g。福建省污染较严重的是闽江流域,主要污染物是PFBA和PFOA,浙江省污染较严重的是苕溪、钱塘江和甬江流域,主要污染物是PFOA、PFOS和PFHxS。PFAAs主要污染来源于PFAAs生产企业排放和相关制造业生产排放,通过直接排放进入河流水体,或大气干湿沉降进入水体、土壤,而水相中赋存的PFAAs可以被底泥吸附。研究发现典型PFAAs的的环境分配行为规律为水相/沉积物分配系数lgKoc与碳链长度呈线性关系,可能与短链PFAAs的水溶性有关,而长链PFAAs更容易赋存于土壤和沉积物等介质中。我国东南主要河流向海洋输送的PFAAs质量流量为∑PFAAs 7095 kg/y,PFOA 3711kg/y和PFBA 1317 kg/y。Spearman分析发现PFAAs赋存与人均国民生产总值、城乡居民可支配收入呈正相关,反映了PFAAs与工业化程度或经济发展密切相关。基于商值法评价我国东南主要河流表层水中赋存水平较高的PFAAs的生态风险和饮水摄入风险。研究结果表明苕溪、钱塘江、甬江和闽江部分河段PFOA的风险熵大于1,甬江和灵江部分河段PFOS的风险熵大于1,潜在水生生物生态风险;除钱塘江河段存在PFOA存在饮水摄入健康风险,其余河流均无PFAAs饮水摄入健康风险。各国通过建立环境公约、设定水生生物、野生动物生态风险安全阈值和饮用水健康阈值等行动,在一定程度上削减PFAAs、保护生态环境和人类健康发挥巨大作用。本文厘清了我国东南主要河流表层水、沉积物和土壤中PFAAs的赋存特征、潜在污染来源和河流入海质量流量,评价PFAAs风险发现了部分河段表层水中PFOA和PFOS潜在水生生物生态风险和PFOA饮水摄入健康风险。
刘丽菁,杨艳,张文婷,林麒[6]（2019）在《离子色谱法测定饮用水中高氯酸盐残留量》文中研究表明目的建立离子色谱法测定饮用水中高氯酸盐的方法,了解福州市城区市政供水和周边县地下水高氯酸盐残留状况。方法选用Ionpac AS20阴离子分析柱,在线产生30 mmol/L KOH淋洗液,流速1.00ml/min,柱温30℃,抑制器电流75mA,进样体积500μl,电导检测器检测。应用该方法检测福州市城区市政供水和周边县的井水共52份,并依据世界卫生组织（WHO）2017年发布的饮用水高氯酸盐标准限值进行评价。结果高氯酸盐在0.002～0.15mg/L范围内线性良好,精密度高（RSD%<3.0）相关系数>0.999 5;回收率95.60%～108.00%;方法最低检出限0.54μg/L,定量限1.78μg/L。52份水样检出高氯酸盐残留15份,检出率28.85%,均符合WHO的要求。结论该方法简单、快速、灵敏,可适用于饮用水中高氯酸盐检测;福州市城区市政供水水质良好,周边县地下水存在高氯酸盐污染风险,应加强监测。
谭婉玉[7]（2019）在《湖南郴州柿竹园钨多金属矿区天然辐射环境研究》文中认为天然本底辐射是公众接受总辐射的最大来源,特别是在一些特殊的地质背景下（如花岗岩地区、放射性元素成矿区）形成的天然高本底辐射区。辐射照射可以导致各种健康危害,严重的可引起致死性癌症、畸变和遗传效应等。因此天然辐射环境的研究关系到普通公众的生活和健康问题,特别是开展潜在的高本底辐射区的天然辐射环境的研究具有重要的意义。本文以湖南郴州柿竹园W-Sn-Bi-Mo多金属成矿区这一世界闻名的超大型矿集区为范例,开展土壤放射性核素与γ辐射、生活用水和室内外空气中氡照射等主要天然辐射环境的研究,评价天然辐射环境对居民的健康风险。本文取得的主要成果如下:（1）系统测量和分析了柿竹园地区土壤中放射性核素238U、232Th和40K的含量水平、饮用地下水氡浓度和室内外空气中氡浓度,研究地面γ辐射、生活用水和吸入室内外空气中氡所致居民的年有效剂量和所致人体不同器官或组织的年有效剂量。该区土壤中238U、232Th和40K的平均含量、地面γ辐射吸收剂量率和地面γ辐射年均有效剂量均显着高于世界和中国平均值。生活用地下水氡浓度平均值为10.47 Bq L-1,生活用水所致居民的年有效剂量和对人体不同器官或组织的年有效剂量均比较低,该区地下水作为生活用水总体是安全的。该区室内、外空气中氡浓度显着高于世界和中国的室内与室外的平均氡浓度,吸入室内、室外空气中氡所致居民的年有效剂量平均值为14.39mSv y-1,为世界平均值的5.2倍,超过了ICRP建议的限值。（2）柿竹园地区具有较高的土壤氡浓度和氡析出率。区土壤氡浓度的分布范围在167-97680Bqm-3,平均值为7509±11946Bqm-3,均高于世界和中国土壤氡浓度平均值。氡析出率,其范围在0.016-0.729Bq m-2 s-1,平均值为0.072Bq m-2 s-1,为世界土壤氡析出率平均值的4.5倍。土壤氡浓度和氡析出率与室内、外空气氡浓度均呈现明显的正相关关系,土壤中氡是空气中氡的最重要来源,高的土壤氡浓度和氡析出率导致了该区高的空气氡浓度。（3）应用分形理论和现场实验研究了土壤分形结构对氡的扩散行为的影响,建立了土壤氡析出的分形模型。与现场氡析出率的实测值的比较验证表明所建立的分形模型是可靠的。（4）柿竹园地区居民接受的室内、外空气中氡的吸入、水的食入和地面γ外辐射等天然辐射所产生的总年有效剂量的范围为11.55-18.15mSv y-1,平均值为15.51 mSv y-1,属于中等高天然辐射本底区。其中以室内空气氡的吸入所致剂量贡献最大,占总剂量的85.62%,其次为室外空气氡的吸入和地面γ外照射,分布占7.16%和7.09%;最小为水中氡的食入,仅占0.13%。天然辐射的主要来源为室内空气中的氡,这也是该区辐射防护的重点。（5）应用终身危险概率模型和室内氡致肺癌的相对危险模型研究了柿竹园地区不同来源的天然辐射剂量及总辐射剂量所致居民癌症和遗传效应的终身危险概率以及肺癌的相对危险。该地区居民具有较高的癌症和遗传效应的终身危险概率以及肺癌的相对危险,终身危险概率的平均值为6.24%,肺癌相对危险为1.19。危险的主要辐射来源为室内空气中的氡,占比85.62%。（6）分析了地质和成矿作用与天然辐射环境的关系。中生代岩浆活动和W-Sn-Bi-Mo多金属的热液成矿作用导致了该地区岩石和土壤中放射性核素238U、232Th、40K背景含量的明显增高,从而在该区形成了238U、232Th、40K的高本底区。岩石和土壤中高的U本底导致该区土壤氡浓度和氡析出率的增高,使得地下水和室内外空气中氡浓度增高,在该区形成了中等高天然辐射本底区。受地质特征和成矿作用强度的差异影响,区内不同村庄辐射环境又存在明显差异。（7）针对该区天然辐射的特征,从土壤作建筑材料、地基选择、房屋建筑工程措施、降低水中氡含量、室内降低氡浓度等方面提出了辐射防护的措施和建议。
吕红[8]（2019）在《贵州阿哈水库水体及悬浮物重金属来源与迁移特征研究》文中指出水环境中的悬浮颗粒物作为重金属元素的重要载体,影响着水体中重金属元素的来源、迁移和转化过程,但目前国内外针对湖库水体中悬浮颗粒物重金属的研究还相对较少。本文选取贵阳市饮用水源地之一的阿哈水库作为研究对象,分别在2018年1月、4月、7月、10月对主要支流（游鱼河、沙河、白岩河）和库区内大荒坡、中曹司、南郊水厂、金钟河四个剖面分层位采集水样;测定水体基本理化参数（T、pH、DO等）,水体N、P、Si类营养盐浓度和Cr、Mn、Fe、Co、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb十种重金属元素在水体和悬浮颗粒物中的浓度;通过Pearson相关性分析法、聚类分析法、主成分分析法、化学计量比法,探究水体及悬浮颗粒物中重金属的来源及地球化学行为,辨识不同层位重金属元素分配系数的主要影响因素,最后结合多元线性模型进一步阐明不同层位Mn的具体配分模式。得出如下结论:（1）阿哈水库属于水体偏碱性的底部季节性缺氧的不完全分层湖库。在1月,水体混合均匀无分层现象;4月、10月为单温跃层结构,其温跃层深度分别为08m和1820m;7月为双温跃层结构,水体的08m和1620m为温跃层;水体的其他理化参数及营养盐组成在剖面上存在和温跃层一致的突变层位。营养盐的时空分布差异主要是受其来源、水体中发生的生物同化吸收作用、硝化/反硝化作用的影响,并与内源死亡生物体及有机质、颗粒物等分解释放作用有关。（2）重金属元素的来源、水化学分层、沉积物释放及生物同化吸收共同导致了溶解态重金属的时空差异;研究区溶解态重金属按来源可分为三类,即主要受岩石风化、矿山废水排放影响的Fe、Mn、Co、Ni、Cu,受周围铅锌矿开采影响的Zn、Pb;主要受农业活动及工业活动影响的As、Cr、Cd。水体悬浮颗粒态重金属除受上述外源输入以外,还受到水库内部吸附、解吸、物理沉降等过程的显着影响。（3）铁、锰循环控制着研究区水体溶解态重金属元素的迁移转化过程。水体NH4+-N、DSi、NO3–-N等营养盐与溶解态重金属元素的协同变化指示复合污染过程。悬浮颗粒物中重金属主要受重金属元素本身的吸附解吸过程、以及厌氧条件下死亡生物体和有机污染物的分解作用等的影响。（4）水体重金属元素随水体层位变化表现出差异化的配分特征。上部水体（09m）中悬浮颗粒物中仅Co、Cd处于解吸附状态,水体中多种溶解态重金属（Cr、Fe、Co、Cu、Pb）与营养盐间可能存在拮抗效应,金属元素在液相-悬浮颗粒相间配分主要受外源输入、有机氮矿化以及生物活动的影响;下部水体（1220m）的悬浮颗粒物中Cr、Fe、Ni、Cd、Pb均处于解吸附状态,水体中溶解态重金属与总溶解磷、磷酸根、铵根、溶解硅等营养盐间存在协同作用,还原条件下复合污染物的分解作用向水体中释放Mn和其他营养盐。根据不同层位Mn在固-液相分配系数与其他参数间的多元线性模型得到:上部水体中,溶解态Mn与NH4+存在协同效应,除受外源输入影响外还可能主要受有机络合态污染物的影响;下部水体中,溶解态Mn与NH4+及P、Si营养盐均存在协同效应,氧化还原条件及水环境Mn的重要存在载体（颗粒态污染物、死亡生物体、有机氮及沉积物等）的循环等共同控制了下部水体中Mn的地球化学行为。
马晓雁,胡慧,陆思嘉,李青松,薛乐飞,李雪纯,邓靖[9]（2020）在《浙江省H市水处理及供水系统4种人工甜味剂的分布特征》文中指出以浙江省某市的饮用水及污水处理系统为主要调研对象,通过固相萃取-高效液相色谱（solid phase extraction-high performance liquid chromatography, SPE-HPLC）法展开了生活污水处理系统、水源、饮用水处理及供水系统中常见人工甜味剂的浓度调查.结果表明,SPE-HPLC可准确测定水中安赛蜜、糖精、阿斯巴甜和纽甜,检测限分别为57、 120、 170和47μg·L-1,定量限分别为190、 400、 567和157μg·L-1;PWAX柱固相萃取优化后,安赛蜜与糖精的回收率分别提高到86.5%和97.7%,而纽甜的回收率略下降至66.5%.生活污水中安赛蜜、糖精与纽甜的检出率可达100.0%,阿斯巴甜检出率仅为33.3%, 4种人工甜味剂的最高浓度为0.83、 4.52、 1.22和7.57μg·L-1.水源水中安赛蜜、糖精、阿斯巴甜和纽甜最高检出浓度为22.94、 39.17、 0.73和8.92μg·L-1,检出率为分别为72.7%、 90.9%、 18.2%和90.9%.预臭氧工艺对安赛蜜、糖精和纽甜去除率为67.7%～100.0%,深度处理工艺对4种人工甜味剂去除效果好,去除率为73.7%～100.0%,有效降低了饮用水水质风险,管网中未检测到4种人工甜味剂的存在.
李海燕[10]（2019）在《羟基自由基快速降解高藻水中微囊藻毒素的研究》文中认为微囊藻毒素（MC-LR）是水华蓝藻释放的一种单环七肽肝毒素。高藻爆发时,MC-LR难以通过常规饮用水处理工艺有效去除,严重威胁饮用水卫生安全。本文针对开发饮用水安全保障技术的国家战略需求,利用大气压强电离放电协同水射流空化效应制备·OH,结合高藻水源水强氧化处理,开展了·OH氧化降解MC-LR的研究,取得以下主要结果:（1）基于大气压强电离放电制备·OH,快速降解直至矿化水中MC-LR。利用大气压强电离放电制备高浓度OAS,协同水射流空化效应高效制备·OH,管路中TRO浓度在1s内即达到平衡,在TRO浓度为7.99mg/L时,系统中生成·OH浓度为41.91 μM,生成速率为2514.6μM/min,远高于其他高级氧化技术。剂-效和时-效关系研究表明,·OH在管路处理3 s内完全降解100.91 μg/L和1094.27 μg/L MC-LR的TRO阈值浓度分别为0.75 mg/L和2.44mg/L。TOC、TN和NO3-的数据结果表明,在TRO与MC-LR质量浓度比为10.1时,·OH可在3 s内完全矿化 MC-LR。（2）利用LC/MS/MS和GC/MS等检测分析手段,阐明了·OH氧化降解直至矿化MC-LR的化学反应机制。通过固相萃取-LC/MS/MS测得·OH降解MC-LR生成多肽产物（m/z 1029.4、795.4、815.3、835.4 和 829.3）、苯环结构产物 m/z232.1,首次测得特征开环产物m/z 158.0,通过GC/MS首次测得4种氨基酸产物（Ala、Leu、Asp和Glu）、二元羧酸开环产物（m/z 134.0和118.1）和小分子醛酮类产物。基于降解产物分子结构和生成趋势的分析,确定了·OH降解MC-LR的主要反应位点包括Adda侧链上的苯环和碳碳共轭双烯键,Mdha氨基酸上的碳碳双键和多肽结构上的酰胺键。·OH通过攻击MC-LR分子中Adda侧链上的苯环和碳碳共轭双烯键,Mdha氨基酸上的碳碳双键和多肽环上的多个酰胺键,打开肽环和苯环结构,逐步将MC-LR降解为氨基酸、二元羧酸类苯环开环产物和小分子醛酮类化合物,最后矿化为CO2、H2O和无机盐离子。（3）对比·OH与常规化学氧化剂O3、ClO2、NaClO和KMnO4氧化降解MC-LR的效果、产物和降解路径,揭示出苯环开环是实现MC-LR矿化的关键步骤。·OH完全降解MC-LR所需时间仅为3 s,远低于其他氧化剂。·OH、O3和KMnO4氧化降解MC-LR都只生成羟基类、羧酸类或醛酮类产物,而氯法降解会生成有致癌风险的氯代苯类产物。·OH可以同时打开苯环和肽环结构,氧化降解直至矿化MC-LR,而常规氧化剂无法打开苯环生成特征开环产物m/z 158.0,不能矿化MC-LR。（4）对比了·OH与ClO2致死典型水华蓝藻铜绿微囊藻细胞内MC-LR的释放情况,确定了·OH处理高藻水的安全阈值。以光合活性参数Fv/Fm确定了·OH致死 97.9 × 104 cells/mL 和 188.2 × 104 cells/mL 铜绿微囊藻的 TRO 阈值分别为 1.35 mg/L和1.81mg/L。·OH在在安全阈值范围内（高于致死阈值,残余TRO≤0.4 mg/L）高效致死藻细胞,胞内MC-LR无明显释放,胞外MC-LR迅速被降解至未检出。低剂量ClO2即会导致胞内MC-LR大量释放,在致死阈值条件下,胞内MC-LR的释放率达到44%以上,而胞外MC-LR浓度随着TRO浓度的增加先上升后下降,无法有效保障处理水的安全性。该结论为·OH强氧化安全预处理高藻水技术的工程化应用提供了正面依据。（5）基于厦门市杏林水厂常规饮用水处理工艺,建立了日处理480吨·OH强氧化处理高藻水的组合工艺,实现·OH快速杀灭有害藻类同时氧化降解MC-LR。中试研究结果表明,·OH（TRO=0.88 mg/L）在管路中强氧化预处理高藻水9.8 s,活藻密度由3.5 × 104 cells/mL降至220 cells/mL,无藻类穿透砂滤池进入配水管网,除藻率比常规预处理工艺提高30.1%,有效避免藻类对配水管网造成二次污染;·OH可有效降解高藻水中MC-LR,无明显消毒副产物生成,所有水质指标都达到《生活饮用水卫生标准》（GB/T 5749-2006）。综上所述,本文基于大气压强电离放电高效制备·OH,实现了 MC-LR的快速矿化,阐明了·OH氧化降解直至矿化MC-LR的化学反应机制,确定了·OH高效致死铜绿微囊藻同时防控藻毒素释放的安全阈值,为开发高藻水处理新工艺提供了技术支撑,具有重要的应用前景。
二、福建省饮用水氟最高浓度的研究（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、福建省饮用水氟最高浓度的研究（论文提纲范文）
（1）药用植物多农残重金属的大样本检测及综合风险评估（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩略表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1. 药用植物外源性有害残留物污染情况 |
| 1.1 农残及重金属超标问题普遍 |
| 1.2 农残及重金属主要类型及危害 |
| 1.3 农残及重金属产生途径 |
| 2. 药用植物农残及重金属的检测方法 |
| 2.1 农残前处理方法 |
| 2.2 农残检测方法 |
| 2.3 重金属前处理方法 |
| 2.4 重金属检测方法 |
| 3. 农残及重金属的标准与风险评估 |
| 3.1 外源性有害残留物的限量标准 |
| 3.2 药用植物外源性有害残留物风险评估总则 |
| 3.3 农残及重金属的暴露评估 |
| 参考文献 |
| 前言 |
| 1.选题背景 |
| 2.研究内容 |
| 3. 技术路线图 |
| 第二章 药用植物的多农药残留检测 |
| 1. 实验材料 |
| 2. 实验方法 |
| 2.1 样品前处理 |
| 2.2 UPLC-MS/MS条件 |
| 2.3 APGC-MS/MS条件 |
| 3. 数据分析 |
| 3.1 检出率的计算 |
| 3.2 超标率的计算 |
| 3.3 农残相关参数来源 |
| 4. 结果与分析 |
| 4.1 药用植物中农残的检出率 |
| 4.2 药用植物中禁用农药检出率 |
| 4.3 药用植物中农残的超标率 |
| 第三章 药用植物多残留农药的综合风险评估 |
| 1. 数据分析方法 |
| 1.1 膳食风险评估 |
| 1.2 风险安全序数 |
| 1.3 健康影响评估 |
| 2. 结果与分析 |
| 2.1 膳食风险评估 |
| 2.2 风险安全序数 |
| 2.3 健康影响评估 |
| 3. 讨论 |
| 第四章 药用植物的重金属检测 |
| 1. 实验材料 |
| 1.1 样品采集 |
| 1.2 对照品储备液的制备 |
| 1.3 对照品标准曲线的制备 |
| 1.4 内标溶液的制备 |
| 2. 实验方法 |
| 2.1 样品前处理 |
| 2.2 仪器与试剂 |
| 2.3 仪器条件 |
| 2.4 方法学指标 |
| 3. 数据分析 |
| 3.1 重金属的检出率 |
| 3.2 重金属的超标率 |
| 4. 结果与分析 |
| 4.1 重金属的检出率 |
| 4.2 重金属的超标率 |
| 第五章 药用植物重金属的综合风险评估 |
| 1. 数据分析 |
| 1.1 膳食风险评估 |
| 1.2 非癌症风险评估 |
| 1.3 癌症风险评估 |
| 2. 结果与分析 |
| 2.1 膳食风险评估 |
| 2.2 非癌症风险评估 |
| 2.3 癌症风险评估 |
| 3. 讨论 |
| 总结与展望 |
| 1. 结论 |
| 2. 创新性 |
| 3. 展望 |
| 参考文献 |
| 后记 |
| 研究生期间成果 |
| 附录 |
| 表S1 药用植物中常检出农残的国际标准 |
| 表S2.1 LC-MS/MS检测的1000批次药用植物样本清单 |
| 表S2.2 GC-MS/MS检测的771批次药用植物样本清单 |
| 表S3.1 136种农残及其相关参数列表 |
| 表S3.2 LC-MS/MS检测的98种标准曲线及R~2 |
| 表S3.3 GC-MS/MS检测的44种标准曲线及R~2 |
| 表S3.4 LC-MS/MS检测的98种农残的保留时间及离子对 |
| 表S3.5 GC-MS/MS检测的44种农残的保留时间及离子对 |
| 表S4 136种农残的检出率及超标率 |
| 表S5 药用植物中检出农药个数、禁用农药个数及超标农药个数 |
| 表S6 1773批次药用植物重金属检测清单及检测结果 |
| 表S7.1 ICP-MS测定薄荷药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.2 ICP-MS测定穿心莲药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.3 ICP-MS测定大青叶药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.4 ICP-MS测定枸杞药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.5 ICP-MS测定广金钱草药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.6 ICP-MS测定红花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.7 ICP-MS测定金银花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.8 ICP-MS测定菊花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.9 ICP-MS测定款冬花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.10 ICP-MS测定连翘药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.11 ICP-MS测定木瓜药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.12 ICP-MS测定女贞子药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.13 ICP-MS测定蒲公英药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.14 ICP-MS测定山银花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.15 ICP-MS测定山茱萸药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.16 ICP-MS测定酸枣仁药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.17 ICP-MS测定吴茱萸药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.18 ICP-MS测定五味子药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.19 ICP-MS测定鱼腥草药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.20 ICP-MS测定栀子药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.21 ICP-MS测定枳壳药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.22 ICP-MS测定紫苏叶药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.23 ICP-MS测定车前草药材中5种元素方法学验证 |
| 图S1.1 五种药用部位中五种重金属的主成分分析(PCA) |
| 图S1.2 32个产区中五种重金属的主成分分析(PCA) |
| 图S2 五种药用部位中五种重金属的SPEARMAN相关性分析 |
| 图S3 五种药用部分五种重金属的相似性分析(ANOSIM) |
| 图9、10、11的图注 |
| 中医药科技查新报告书 |
（2）华北某区农村供水水质评估、供水现状与可持续发展研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 农村供水水质现状 |
| 1.2 水质与健康风险评估 |
| 1.2.1 国标法 |
| 1.2.2 综合水质指数 |
| 1.2.3 健康风险评估 |
| 1.2.4 其他评价方法 |
| 1.3 农村供水体系管理 |
| 1.4 农村饮用水处理技术 |
| 1.4.1 常规水处理技术 |
| 1.4.2 吸附技术 |
| 1.4.3 膜分离技术 |
| 1.4.4 其他水处理技术 |
| 1.5 研究目的 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 研究路线 |
| 第2章 华北某区供水水质达标与健康风险评估 |
| 2.1 水源地背景 |
| 2.2 供水水质评估 |
| 2.2.1 国标法 |
| 2.2.2 综合水质指数 |
| 2.3 健康风险评估 |
| 2.3.1 非致癌风险 |
| 2.3.2 致癌风险 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 华北某区农村供水站运行与管理现状评估 |
| 3.1 水源保护与站区环境 |
| 3.1.1 水源保护 |
| 3.1.2 站区环境 |
| 3.2 输配水管网与供水配套设施 |
| 3.2.1 输配水管网 |
| 3.2.2 水泵机组 |
| 3.2.3 净化设备 |
| 3.2.4 消毒设施 |
| 3.3 管理制度和人员 |
| 3.3.1 管理责任 |
| 3.3.2 管理制度与操作规程 |
| 3.3.3 管理人员 |
| 3.4 安全生产与消防 |
| 3.5 水质检测与巡查管理 |
| 3.5.1 水质检测与公示 |
| 3.5.2 巡查管理日志与资料档案 |
| 3.6 供水服务与计量收费 |
| 3.7 应急供水 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 保障农村供水安全与可持续发展的建议 |
| 4.1 农村供水安全 |
| 4.1.1 水资源保护 |
| 4.1.2 供水设施建设及经济效益 |
| 4.2 农村供水管理 |
| 4.2.1 确立管理模式,加强人员培训 |
| 4.2.2 保障生产安全,构建卫生监督体系 |
| 4.3 农村供水服务 |
| 4.3.1 供水工程硬件交付向服务交付转变 |
| 4.3.2 建立合理水费收缴机制,全面落实水费收缴工作 |
| 4.3.3 创新服务方式,打造智慧水务 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 学术成果 |
| 致谢 |
（3）七大河流中优先控制药物毒性分析及其源头削减工艺评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩写与中文解释对照表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 中国水体中药物污染现状 |
| 1.2.1 中国药物消费现状 |
| 1.2.2 水体中常见药物污染物的种类、来源与迁移转化 |
| 1.2.3 水体中药物的危害 |
| 1.2.4 水体中药物污染现状 |
| 1.2.5 中国污水处理厂中药物去除现状 |
| 1.3 优先控制污染物筛选体系建立研究 |
| 1.3.1 优先控制污染物筛选体系的建立方法 |
| 1.3.2 优先控制污染物筛选体系的建立研究现状 |
| 1.3.3 优先控制药物筛选体系的建立研究现状 |
| 1.4 基于生命周期评价的污水处理工艺研究 |
| 1.4.1 生命周期评价的概述 |
| 1.4.2 生命周期评价在污水处理评估中的研究现状 |
| 1.5 药物毒性分析及其源头削减工艺评估研究中存在的问题 |
| 1.6 课题来源及研究的目的和意义 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究的目的及意义 |
| 1.7 本文的主要研究内容及技术路线 |
| 第2章 研究方法 |
| 2.1 优先控制药物清单的建立方法 |
| 2.1.1 中国水环境中优先控制药物清单数据集的建立 |
| 2.1.2 七大河流中优先控制药物清单数据集的建立 |
| 2.1.3 中国污水处理厂中优先控制药物清单数据集的建立 |
| 2.1.4 指标的选择及计算 |
| 2.1.5 风险分数分析 |
| 2.2 基于USEtox的环境水体中药物潜在毒性分析方法 |
| 2.3 基于LCA的深度处理工艺去除药物的毒性及生态影响分析 |
| 2.3.1 工艺概况及耗能分析 |
| 2.3.2 毒性及环境影响评价 |
| 2.3.3 敏感性分析 |
| 第3章 中国七大河流中优先控制药物筛选 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 中国水环境中优先控制药物清单的建立 |
| 3.2.1 中国水环境中优先控制药物筛选的数据集分析 |
| 3.2.2 优先控制药物筛选体系中各指标分数计算 |
| 3.2.3 筛选分组后各组别内药物分析 |
| 3.2.4 与其他同类研究的比较 |
| 3.2.5 不确定性分析 |
| 3.3 中国七大河流中药物浓度及检测频率分析 |
| 3.3.1 中国七大河流中优先控制药物筛选的数据集分析 |
| 3.3.2 长江与黄河流域 |
| 3.3.3 海河与淮河流域 |
| 3.3.4 松花江与辽河流域 |
| 3.3.5 珠江流域 |
| 3.3.6 中国七大河流中药物浓度分析 |
| 3.4 中国七大河流中优先控制药物清单的建立 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 基于USEtox的环境水体中药物潜在毒性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 用于USEtox模型的输入参数分析 |
| 4.3 中国七大河流中药物潜在毒性分析 |
| 4.3.1 药物生态毒性和人体毒性特征化因子分析 |
| 4.3.2 中国七大河流中药物潜在毒性影响分析 |
| 4.4 中国主要城市污水处理厂中药物潜在毒性分析 |
| 4.4.1 药物去除分析 |
| 4.4.2 药物潜在毒性分析 |
| 4.4.3 药物排入不同环境介质产生的生态影响分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 污水深度处理工艺对优先控制药物毒性削减及环境影响评估 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 中国污水处理厂优先控制药物清单的建立 |
| 5.2.1 优先控制药物筛选体系中各指标分数计算 |
| 5.2.2 筛选分组后各组别内药物分析 |
| 5.2.3 与其他同类研究的比较 |
| 5.2.4 不确定性分析 |
| 5.3 不同处理工艺对药物的去除 |
| 5.3.1 药物去除率的影响因素分析 |
| 5.3.2 深度处理工艺对药物的去除率分析 |
| 5.4 污水深度处理工艺在生命周期方法下的毒性影响评估 |
| 5.4.1 工艺运行毒性影响对比分析 |
| 5.4.2 造成毒性影响的关键因素分析 |
| 5.4.3 深度处理工艺去除药物毒性分析 |
| 5.4.4 敏感性分析 |
| 5.5 污水深度处理工艺在生命周期方法下的环境影响评估 |
| 5.5.1 工艺运行环境影响对比分析 |
| 5.5.2 造成环境影响的关键因素分析 |
| 5.5.3 敏感性分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录1 中国水环境中优先控制药物清单建立的数据集 |
| 附录2 我国主要河流中药物检测情况 |
| 附录3 中国七大河流中优先控制药物清单建立的数据集 |
| 附录4 不同权重分布下的药物排名 |
| 附录5 三种深度处理工艺的LCA清单分析 |
| 附录6 药物的各指标得分和总分 |
| 附录7 中国主要河流中药物浓度数据 |
| 附录8 药物暴露风险及生态影响指标分数 |
| 附录9 USEtox中计算所研究药物的生态毒性和人体毒性特征化因子所需的输入参数 |
| 附录10 USEtox中生态毒理学和人体毒性表征因子计算所需的毒性参数 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）紫外光诱导甲酸还原水体中硝态氮的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水体中硝酸盐污染现状 |
| 1.1.2 硝酸盐污染的危害 |
| 1.1.3 去除水体中硝酸盐的主要技术 |
| 1.2 高级还原水处理技术概述 |
| 1.2.1 高级还原水处理技术的原理 |
| 1.2.2 二氧化碳阴离子自由基的产生方法 |
| 1.2.3 国内外相关研究进展 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与研究方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器设备 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验装置与实验方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 含氮化合物浓度测定 |
| 2.3.2 总有机碳TOC的测定 |
| 2.3.3 EPR电子顺磁共振 |
| 2.3.4 傅里叶红外光谱 |
| 2.3.5 降解机理分析 |
| 2.3.6 反应动力学分析 |
| 2.3.7 表观活化能测定 |
| 第三章 紫外光诱导甲酸还原硝态氮的效能及影响因素 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 紫外光诱导甲酸还原硝态氮的效能 |
| 3.2.1 不同体系还原效率的比较 |
| 3.2.2 还原剂的筛选 |
| 3.3 紫外光诱导甲酸还原硝态氮的影响因素 |
| 3.3.1 甲酸投加量 |
| 3.3.2 底物种类 |
| 3.3.3 光照强度 |
| 3.3.4 pH值 |
| 3.3.5 无机离子干扰 |
| 3.3.6 有机物干扰 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 紫外诱导甲酸还原硝态氮的机理及动力学特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 硝态氮还原产物分析 |
| 4.2.1 亚硝态氮生成与转化规律 |
| 4.2.2 氨氮生成规律 |
| 4.3 紫外光诱导甲酸还原亚硝态氮 |
| 4.3.1 亚硝态氮的降解 |
| 4.3.2 亚硝态氮还原产物分析 |
| 4.4 还原反应机理 |
| 4.4.1 自由基猝灭反应 |
| 4.4.2 EPR测定 |
| 4.4.3 反应机理分析 |
| 4.5 还原反应动力学 |
| 4.5.1 硝态氮的反应动力学 |
| 4.5.2 亚硝态氮的反应动力学 |
| 4.6 温度影响及表观活化能 |
| 4.6.1 温度影响 |
| 4.6.2 表观活化能计算 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 应用性探讨 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 高浓度硝态氮的去除 |
| 5.3 反应中的二次污染问题 |
| 5.4 还原剂的可替代性研究 |
| 5.4.1 探讨还原剂山梨酸钾的还原效能 |
| 5.4.2 产物分析及还原剂转化情况 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间科研成果 |
| 参考文献 |
（5）中国东南主要河流表层水、沉积物和土壤中全氟烷基酸的赋存特征及风险评价（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 PFAAs的理化性质 |
| 1.2.1 物理性质 |
| 1.2.2 化学性质 |
| 1.2.3 生物学特性 |
| 1.3 PFAAs的生产 |
| 1.4 PFAAs的环境污染研究进展 |
| 1.4.1 工业应用 |
| 1.4.2 环境行为 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.3 化学分析 |
| 2.3.1 试剂与仪器 |
| 2.3.2 水样前处理 |
| 2.3.3 土壤和沉积物前处理 |
| 2.4 仪器主要参数和质量控制 |
| 3 PFAAs的空间赋存特征 |
| 3.1 表层水中PFAAs的赋存特征 |
| 3.2 沉积物中PFAAs的赋存特征 |
| 3.3 河边土壤中PFAAs的赋存特征 |
| 3.4 PFAAs的水泥分配系数 |
| 3.4.1 试样分析 |
| 3.4.2 PFAAs的环境分配行为 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 PFAAs的源汇关系与潜在驱动力 |
| 4.1 PFAAs的源解析方法 |
| 4.2 PFAAs的污染来源分析 |
| 4.2.1 相关性分析法 |
| 4.2.2 主成分因子分析法 |
| 4.2.3 浓度比值法 |
| 4.3 主要PFAAs的质量流量 |
| 4.4 ∑PFAAs赋存浓度与社会主要经济指标的关系 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 PFAAs的风险评价 |
| 5.1 典型PFAAs对水生生物的生态风险评价 |
| 5.2 典型PFAAs的健康风险评价 |
| 5.3 PFAAs的风险调控 |
| 5.3.1 PFAAs的调控目标 |
| 5.3.2 PFAAs的调控机制 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
（6）离子色谱法测定饮用水中高氯酸盐残留量（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 仪器与试剂 |
| 1.2 色谱条件 |
| 1.3 标准曲线的绘制 |
| 1.4 样本分析 |
| 1.5 色谱条件的选择 |
| 1.5.1 色谱柱的选择 |
| 1.5.2 淋洗液的选择 |
| 1.5.3 KOH淋洗液浓度的选择 |
| 1.5.4 流速的选择 |
| 2 结果 |
| 2.1 方法的线性范围，相关系数和检出限 |
| 2.2 加标回收和精密度、准确度实验 |
| 2.3 实际样本检测 |
| 3 讨论 |
（7）湖南郴州柿竹园钨多金属矿区天然辐射环境研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 土壤中放射性水平和地面伽玛辐射外照射剂量研究 |
| 1.2.2 水中氡浓度及辐射剂量研究 |
| 1.2.3 空气中氡浓度、来源和辐射剂量研究 |
| 1.2.4 土壤中氡浓度及释放机理研究 |
| 1.3 研究目的、研究内容和研究意义 |
| 1.3.1 研究目的和研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 完成的主要工作量 |
| 1.3.4 主要创新成果 |
| 第2章 研究区地质地理概况 |
| 2.1 自然地理 |
| 2.2 矿产资源 |
| 2.3 地质构造和岩石特征 |
| 2.4 水文地质特征 |
| 第3章 土壤天然放射性水平和辐射环境评价 |
| 3.1 地面γ测量方法 |
| 3.2 土壤中~(238)U、~(232)Th和~(40)K含量及其分布特征 |
| 3.3 土壤辐射危害评价 |
| 3.3.1 辐射危害指数的计算方法 |
| 3.3.2 土壤辐射危害评价 |
| 3.4 陆地γ辐射外照射剂量评价 |
| 3.4.1 γ辐射吸收剂量率和年有效剂量的计算方法 |
| 3.4.2 吸收剂量率的分布特征 |
| 3.4.3 地面γ辐射年有效剂量的分布特征 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 水和空气中氡浓度及辐射剂量研究 |
| 4.1 水和空气中氡浓度测量方法 |
| 4.1.1 水样的采集和水中氡浓度测量方法 |
| 4.1.2 空气中氡浓度测量方法 |
| 4.2 水中氡浓度水平和剂量评价 |
| 4.2.1 水中的氡浓度水平及分布特征 |
| 4.2.2 辐射剂量评价 |
| 4.3 空气中氡浓度和有效剂量评价 |
| 4.3.1 室内和室外空气中氡浓度分布特征 |
| 4.3.2 辐射剂量评价 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 土壤中氡浓度和析出的分形模型研究 |
| 5.1 土壤中氡浓度和氡析出率测量方法 |
| 5.1.1 土壤氡浓度测量 |
| 5.1.2 土壤氡析出率测量 |
| 5.1.3 土壤物理参数测定 |
| 5.2 土壤中氡浓度分布特征及与空气中氡浓度的关系 |
| 5.2.1 土壤中氡浓度及其分形分布特征 |
| 5.2.2 土壤氡浓度与室内空气氡浓度的关系 |
| 5.3 土壤中氡的析出率及与空气中氡浓度关系 |
| 5.3.1 土壤氡析出率及其变化特征 |
| 5.3.2 土壤氡析出率与空气中氡浓度的关系 |
| 5.3.3 土壤氡析出率的影响因素 |
| 5.4 土壤氡析出的分形模型 |
| 5.4.1 岩土物质的分形结构和氡扩散理论 |
| 5.4.2 实验方法 |
| 5.4.3 实验结果 |
| 5.4.4 土壤粒度分形结构对氡扩散的影响 |
| 5.4.5 土壤氡析出的分形模型 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 柿竹园地区天然辐射环境的健康风险评价研究 |
| 6.1 天然辐射总年有效剂量评价 |
| 6.2 天然辐射环境的健康风险评价研究 |
| 6.2.1 辐射健康风险评价方法 |
| 6.2.2 评价结果和讨论 |
| 6.3 辐射防护措施建议 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 下一步工作展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间的主要科研成果 |
| 致谢 |
（8）贵州阿哈水库水体及悬浮物重金属来源与迁移特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水环境中的重金属污染 |
| 1.1.2 重金属源来源识别方法研究现状 |
| 1.1.3 水环境中重金属的迁移转化规律研究现状 |
| 1.1.4 悬浮颗粒物中重金属研究现状 |
| 1.1.5 前人研究不足 |
| 1.2 研究意义、内容及创新点 |
| 1.2.1 研究意义 |
| 1.2.2 研究内容 |
| 1.2.3 本研究创新点 |
| 1.3 研究技术路线 |
| 第2章 研究区域与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 贵州省概况 |
| 2.1.2 阿哈水库区域概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样品采集及保存 |
| 2.2.2 样品的处理及分析 |
| 第3章 水体的基本理化参数及营养盐变化规律 |
| 3.1 水体基本理化参数的时空变化规律 |
| 3.1.1 水体基本理化参数的时间变化特征 |
| 3.1.2 水体基本理化参数的空间变化特征 |
| 3.2 营养盐的时空变化规律 |
| 3.2.1 营养盐的时间变化特征 |
| 3.2.2 营养盐的空间变化特征 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 重金属的时空变化特征及来源分析 |
| 4.1 溶解态重金属的时空变化特征及来源 |
| 4.1.1 溶解态重金属的时间变化特征 |
| 4.1.2 溶解态重金属的空间变化特征 |
| 4.1.3 溶解态重金属的来源解析 |
| 4.1.4 溶解态重金属的不同源解析统计方法对比 |
| 4.2 悬浮颗粒态重金属的时空变化及来源 |
| 4.2.1 悬浮颗粒态重金属的时空变化特征 |
| 4.2.2 悬浮颗粒态重金属的来源解析 |
| 4.2.3 悬浮颗粒态重金属的不同源解析统计方法的对比 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 溶解态重金属与悬浮颗粒态重金属的迁移特征 |
| 5.1 溶解态重金属与水环境基本参数间的关系 |
| 5.1.1 溶解态重金属相互间关系 |
| 5.1.2 溶解态重金属与水体理化参数及营养盐间相互关系 |
| 5.2 悬浮颗粒态重金属与水环境基本参数间的关系 |
| 5.2.1 悬浮颗粒态重金属相互间关系 |
| 5.2.2 悬浮颗粒态重金属与水体理化参数及营养盐间相互关系 |
| 5.3 溶解态重金属与悬浮颗粒态重金属的耦合关系 |
| 5.3.1 溶解态重金属与悬浮颗粒态重金属浓度间相互关系 |
| 5.3.2 重金属在液相-悬浮颗粒相间配分模式及主要影响因素 |
| 5.3.3 不同层位Mn的简单配分模型 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（9）浙江省H市水处理及供水系统4种人工甜味剂的分布特征（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 样品采集与保存 |
| 1.2 试剂与材料 |
| 1.3 样品前处理 |
| 1.4 样品分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 SPE-HPLC测定人工甜味剂的优化 |
| 2.2 方法优化与有效性 |
| 2.3 人工甜味剂在污水处理系统中的分布 |
| 2.4 人工甜味剂在饮用水处理及供水系统中的分布 |
| 2.4.1 水源环境中的人工甜味剂 |
| 2.4.2 饮用水处理工艺中人工甜味剂的变化 |
| 2.4.3 人工甜味剂在供水系统中的分布 |
| 3 结论 |
（10）羟基自由基快速降解高藻水中微囊藻毒素的研究（论文提纲范文）
| 创新点摘要 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 微囊藻毒素严重威胁水环境安全和人类健康 |
| 1.1.1 高藻水源水中微囊藻毒素污染现状 |
| 1.1.2 微囊藻毒素的毒性及作用机制 |
| 1.2 高藻水中微囊藻毒素去除方法及降解机制的研究现状 |
| 1.2.1 混凝沉淀法去除效果 |
| 1.2.2 生物法去除效果 |
| 1.2.3 氯法降解效果与机制 |
| 1.2.4 高锰酸钾法降解效果及机制 |
| 1.2.5 臭氧法降解效果与机制 |
| 1.3 高级氧化技术去除微囊藻毒素的研究现状 |
| 1.3.1 国内外研究现状 |
| 1.3.2 主要存在问题 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 固相萃取-高效液相色谱质谱联用法检测微囊藻毒素 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 铜绿微囊藻的培养 |
| 2.1.2 提取MC-LR的过程 |
| 2.2 液相色谱质谱联用法检测MC-LR |
| 2.2.1 优化流动相和梯度洗脱程序 |
| 2.2.3 优化碎裂电压和碰撞能参数 |
| 2.3 MC-LR检测方法的验证 |
| 2.3.1 检测标准色谱图 |
| 2.3.2 检测方法的线性范围、检出限和定量限 |
| 2.3.3 检测方法的回收率和精确度 |
| 2.3.4 检测铜绿微囊藻水样的MC-LR浓度 |
| 2.4 MC-LR氧化降解产物的检测 |
| 2.4.1 多肽产物的检测 |
| 2.4.2 氨基酸类产物的检测 |
| 2.4.3 小分子醛酮类化合物的检测 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 羟基自由基快速氧化降解直至矿化微囊藻毒素 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 ·OH氧化降解MC-LR的实验装置 |
| 3.1.2 ·OH及总氧化剂的检测方法 |
| 3.2 管路中高效生成·OH的检测验证 |
| 3.2.1 总氧化剂TRO的浓度 |
| 3.2.2 电子自旋共振(ESR)法验证·OH的生成 |
| 3.2.3 液相色谱法检测·OH浓度 |
| 3.2.4 不同高级氧化技术生成·OH浓度和产率的比较 |
| 3.3 ·OH氧化降解MC-LR剂-效与时-效关系 |
| 3.3.1 “剂量-效应”关系 |
| 3.3.2 “时间-效应”关系 |
| 3.4 ·OH氧化降解直至矿化MC-LR的化学机制 |
| 3.4.1 ·OH氧化降解MC-LR中间产物的检测分析 |
| 3.4.2 ·OH降解的多肽类和苯环产物 |
| 3.4.3 ·OH降解的氨基酸产物分析 |
| 3.4.4 ·OH降解的开环产物分析 |
| 3.4.5 ·OH降解的小分子醛酮类产物分析 |
| 3.4.6 ·OH氧化降解直至矿化MC-LR的反应路径 |
| 3.5 ·OH矿化MC-LR的研究 |
| 3.5.1 ·OH矿化MC-LR的实验验证 |
| 3.5.2 国内外矿化藻毒素方法的对比 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 羟基自由基与常规氧化剂降解微囊藻毒素的对比 |
| 4.1 O_3氧化降解MC-LR |
| 4.1.1 O_3水制备及降解MC-LR实验 |
| 4.1.2 降解效果及产物分析 |
| 4.1.3 中间产物随降解时间的变化 |
| 4.1.4 降解路径分析 |
| 4.2 ClO_2氧化降解MC-LR |
| 4.2.1 ClO_2氧化降解MC-LR实验 |
| 4.2.2 降解效果及产物分析 |
| 4.2.3 中间产物随降解时间的变化 |
| 4.2.4 降解路径分析 |
| 4.3 NaClO氧化降解MC-LR |
| 4.3.1 NaClO氧化降解MC-LR实验 |
| 4.3.2 降解效果及产物分析 |
| 4.3.3 中间产物随降解时间的变化 |
| 4.3.4 降解路径分析 |
| 4.4 KMnO_4氧化降解MC-LR |
| 4.4.1 KMnO_4氧化降解MC-LR实验 |
| 4.4.2 降解效果及产物分析 |
| 4.4.3 中间产物随降解时间的变化 |
| 4.4.4 降解路径分析 |
| 4.5 ·OH与常规氧化剂降解MC-LR的比较 |
| 4.5.1 降解效果的比较 |
| 4.5.2 降解路径的比较 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 羟基自由基和二氧化氯致死藻细胞内微囊藻毒素释放的对比 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.1.1 实验流程 |
| 5.1.2 藻细胞的计数 |
| 5.1.3 光合活性的检测 |
| 5.2 ·OH剂量对细胞内MC-LR释放的影响 |
| 5.2.1 管路中TRO的调试 |
| 5.2.2 ·OH致死铜绿微囊藻的剂量-效应关系 |
| 5.2.3 处理剂量对细胞内MC-LR释放的影响 |
| 5.3 ·OH处理时间对细胞内MC-LR释放的影响 |
| 5.3.1 ·OH致死铜绿微囊藻的时间-效应关系 |
| 5.3.2 处理时间对细胞内MC-LR释放的影响 |
| 5.4 ·OH和ClO_2致死细胞内MC-LR释放的对比 |
| 5.4.1 ClO_2梯度浓度的配制 |
| 5.4.2 致死效果的对比 |
| 5.4.3 细胞内MC-LR释放的对比 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 羟基自由基处理高藻水同时降解藻毒素的中试试验 |
| 6.1 工程示范场地杏林水厂 |
| 6.1.1 高藻水源水来源 |
| 6.1.2 杏林饮用水厂 |
| 6.2 高藻水强氧化及消毒处理组合系统 |
| 6.2.1 工艺流程 |
| 6.2.2 高藻饮用水·OH处理组合系统 |
| 6.2.3 480吨/日·OH强氧化预处理与消毒处理技术设备 |
| 6.3 检测方法 |
| 6.3.1 TRO及ClO_2浓度的检测 |
| 6.3.2 MC-LR的检测 |
| 6.3.3 消毒副产物的检测 |
| 6.3.4 常规水质指标的检测 |
| 6.4 常规饮用水系统高藻水处理 |
| 6.4.1 对高藻的去除效果 |
| 6.4.2 对水质的改善效果 |
| 6.5 高藻水·OH处理 |
| 6.5.1 ·OH强氧化预处理杀灭高藻结果 |
| 6.5.2 ·OH强氧化降解饮用水中MC-LR |
| 6.5.3 ·OH处理消毒副产物的状况 |
| 6.5.4 ·OH处理水质的变化情况 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录一 铜绿微囊藻BG11培养基配方 |
| 攻读博士学位期间的主要成果 |
| 致谢 |
四、福建省饮用水氟最高浓度的研究（论文参考文献）
- [1]药用植物多农残重金属的大样本检测及综合风险评估[D]. 骆璐. 中国中医科学院, 2021(02)
- [2]华北某区农村供水水质评估、供水现状与可持续发展研究[D]. 刘子奇. 北京建筑大学, 2021(01)
- [3]七大河流中优先控制药物毒性分析及其源头削减工艺评估[D]. 李燕. 哈尔滨工业大学, 2021
- [4]紫外光诱导甲酸还原水体中硝态氮的研究[D]. 郑天怡. 东南大学, 2020(01)
- [5]中国东南主要河流表层水、沉积物和土壤中全氟烷基酸的赋存特征及风险评价[D]. 秦文友. 五邑大学, 2020(12)
- [6]离子色谱法测定饮用水中高氯酸盐残留量[J]. 刘丽菁,杨艳,张文婷,林麒. 中国预防医学杂志, 2019(12)
- [7]湖南郴州柿竹园钨多金属矿区天然辐射环境研究[D]. 谭婉玉. 南华大学, 2019(01)
- [8]贵州阿哈水库水体及悬浮物重金属来源与迁移特征研究[D]. 吕红. 天津大学, 2019(01)
- [9]浙江省H市水处理及供水系统4种人工甜味剂的分布特征[J]. 马晓雁,胡慧,陆思嘉,李青松,薛乐飞,李雪纯,邓靖. 环境科学, 2020(04)
- [10]羟基自由基快速降解高藻水中微囊藻毒素的研究[D]. 李海燕. 厦门大学, 2019(01)