一、浅谈氯消毒原理及其消毒剂在饮用水中的应用（论文文献综述）
徐闯,巫寅虎,胡洪营,徐傲,倪欣业[1]（2021）在《二氧化氯对不同微生物的灭活特性及其对群落结构特征的影响》文中研究指明二氧化氯是一种性能优良、应用广泛的消毒剂,可通过破坏细胞或病毒的组成结构、阻碍细胞代谢等方式实现微生物灭活。在自配水条件下,以二氧化氯投加量×消毒时间计算,二氧化氯剂量在15 （mg·min）/L时,可实现对常见病毒（包括肠病毒71型、大肠杆菌噬菌体MS2等）3 log以上灭活率,在60 （mg·min）/L时,可实现对常见细菌（包括大肠杆菌、金黄色葡萄球菌等）1.5 log以上灭活率,但灭活隐孢子虫卵则需要更高的剂量（如1.9 log灭活率可能需约600 （mg·min）/L剂量）;在实际污水厂进水中,30 （mg·min）/L二氧化氯剂量只能分别实现0.8 log和0.5 log的大肠杆菌和总大肠菌群灭活率。二氧化氯消毒效果随温度升高显着提升,对于不同微生物,pH的变化对二氧化氯消毒效果的影响可能存在不同,而水中的有机物通常会因消耗二氧化氯而降低消毒效果,但在自然水体中也存在由于天然有机物可能的影响导致消毒效果优于自配水的情况。关于二氧化氯消毒后细菌群落结构的变化研究不多,仅有少量研究涉及市政污水、再生水、饮用水等。二氧化氯消毒一定时间后,悬浮态和生物膜上的微生物均可能出现再生长现象,但再生长过程中这些残生细菌的群落结构变化及其生长分泌特性仍有待研究。
陈欢[2]（2021）在《京冀地区地表水体中有机物调研及其吸附和氧化处置研究》文中进行了进一步梳理饮水安全关乎人体健康,消毒是自来水处理过程中必不可少的工序,其在防止微生物感染和疾病发生的同时,也会和水中有机物生成有害身体健康的消毒副产物,引起这种变化的主要是腐植酸和富里酸。因此,本论文先通过对五个自来水厂水源水、流程水及管网水进行水质调研,明确五个自来水厂（水厂1-5）有机物含量、种类及分子量分布随季节的变化情况,然后向水厂消毒前的水样投加不同消毒剂,探究消毒剂种类和剂量对消毒副产物生成的影响,之后开展活性炭吸附、次氯酸钠氧化及其复合作用对腐植酸和富里酸的去除研究,力求为饮水安全提供借鉴。本论文主要研究内容和结论如下:（1）由五个自来水厂水源水水质比较可知,其具有较低的UV254、DOC值,水质较好;从季节上看,每个水厂的水源水的夏季水质均优于秋冬两季;类色氨酸物质含量最多,可溶性微生物副产物最少。（2）从五个自来水厂流程水和管网水水质比较可知,水厂1在秋季的水质要优于夏冬两季,水厂2、3、4在夏季的水质要优于秋冬两季,水厂5在冬季的水质要优于夏秋两季;从分子量分布上看,每个水厂的流程水和管网水与其水源水无显着差别。（3）在相同的投加量下,以氯胺为消毒剂产生的消毒副产物较少。根据世界卫生组织饮用水水质标准,若以氯为消毒剂,其投加量应小于0.10 m M,否则二氯乙腈的含量会超过限值标准。（4）活性炭不仅对腐植酸有吸附作用,而且对其他消毒副产物也有较好吸附作用。椰壳活性炭对腐植酸和富里酸吸附效果优异于其他活性炭,去除率可达60%及以上,吸附过程中,溶液中有机物分子量有所增大,这可能是以有机物聚集所致。投加次氯酸钠消毒时,溶液中有机物分子量却变小,其可归因于次氯酸钠的氧化作用所致。
俞鸿飞[3]（2020）在《蓝藻胞外聚合物对供水管网水质及生物稳定性的影响研究》文中提出蓝藻胞外聚合物（Extracellular polymeric substance,EPS）作为蓝藻细胞产生的高分子聚合物质,有机含量高,是水源水中溶解性有机质重要的内源组成部分。游离态蓝藻EPS因其在常规水处理工艺中不易被去除的特性,导致残留蓝藻EPS进入供水管网,成为重要污染源。城市供水管网是城市供水系统的重要组成部分,承担着全部饮用水的安全输送。多项研究表明:即使在净水厂处理出水各项水质指标达到国家生活饮用水卫生标准的前提下,若出厂水中含有微量有机物,异养菌在供水输水过程中仍会生长繁殖,饮用水水质安全将得不到保障,居民生活健康亦受威胁,影响我国城市的有序发展。本研究针对经过常规水处理工艺后残留蓝藻EPS进入供水管网的情况,以蓝藻EPS对管网水生物稳定性的影响为研究目标,主要关注并分析了不同管道内部环境条件下,供水管网中蓝藻EPS的降解转化规律,及其对管网水中常规水质指标及生物稳定性的影响机制,同时探究了在动态连续供水管网系统中,不同含量蓝藻EPS对管网水常规水质指标及生物稳定性的变化规律的影响,以寻求降低蓝藻EPS对供水管网水质影响的办法。主要研究内容如下:（1）研究含有蓝藻EPS的水厂处理出水覆存在不同附膜条件下的供水管道中,蓝藻EPS的迁移和转化规律。蓝藻EPS作为高分子聚合物,进入管网后,提高了水中总有机碳含量。其中一部分与氯发生反应,被分解为小分子有机物,成为以溶解性微生物代谢产物和类腐殖质为主的有机质的重要组成部分。随着时间增长,水中细菌等微生物利用小分子有机物为食物和能量来源开始生长繁殖,并将残留的蓝藻EPS继续分解利用,同时自养菌的生长繁殖将无机碳转化为有机碳,水中溶解性有机质增多,蓝藻EPS产生及转化的有机组分的积累增加。（2）研究含有蓝藻EPS的水厂处理出水覆存在不同附膜条件下的供水管道中,蓝藻EPS对管道水质指标和细菌生长的影响。当饮用水中含有残留蓝藻EPS,蓝藻EPS易与氯发生反应,从而消耗余氯,降低氯量,减弱余氯对微生物的抑制作用,水中细菌活性恢复,逐渐开始生长繁殖,并且将蓝藻EPS作为营养基质和能量来源,加速微生物活动,细菌数量大量增加,细菌总数升高18-20倍,同时反作用于余氯、浊度等常规水质指标,加快余氯衰减速度,导致管网水质浊度在12-24h后即超出生活饮用水卫生标准上限,微生物的生长在与管网水质指标相互影响的过程中,导致水中可被细菌吸收利用的有机物含量出现累积增加,BDOC在72h内增加37.2-39.5%,AOC增加365-393%,水质生物稳定性降低,水质安全受到威胁。（3）研究含有不同浓度蓝藻EPS的水厂处理出水在动态连续供水管网系统中,蓝藻EPS浓度的变化对常规水质指标、水中有机物含量、生物稳定性和细菌生长的影响。在含有蓝藻EPS供水管网中,蓝藻EPS浓度越高,水中有机物含量越高,且经过72h,含不同浓度蓝藻EPS的管网饮用水中TOC含量相较初始时刻增加了 1.86-3.8倍;蓝藻EPS浓度越高,余氯衰减越快,管网水余氯量随蓝藻EPS浓度增加而衰减至体系运行72h、48h、甚至36h后即降为0。蓝藻EPS浓度越高,细菌等微生物生长繁殖越快,细菌数量增加,72h后,含不同浓度蓝藻EPS的管网饮用水中细菌总数相较初始时刻升高21-26倍;含不同浓度蓝藻EPS的管网水中BDOC含量在72h内增加了 41.4-43.9%,AOC在72h内增加了 331-395%,水质生物稳定性降低,容易导致供水管网水质不符合水质安全标准,出现二次污染问题。因此在目前供水管网系统中,尤其是蓝藻爆发时期的管网运行过程中,合理有效的调控管网水蓝藻EPS的输入对管网生物稳定性及水质安全至关重要。
毛竹[4]（2020）在《氯联合UVC-LED灭活水中枯草芽孢杆菌的研究》文中提出若饮用水水源中存在致病微生物,不仅会造成介水传染病的大规模爆发,还将威胁生命安全、破坏社会稳定。虽然传统氯消毒工艺有许多优点,但随着人们对病原微生物的深入研究,发现多数难灭活微生物存在较高的抗氯性,且消毒过程中产生的副产物具有致癌、致畸和致突变的潜在危害,故常规氯消毒将无法满足人们对于安全水质的要求。许多水厂已将紫外线应用于消毒环节,其具有不会产生副产物等优点,但缺乏持续消毒能力,存在微生物复活等问题。于是本实验将氯与紫外线联用,不仅可以降低氯投加量、减少消毒副产物、提供持续消毒能力,还能提高灭活效果;同时以枯草芽孢杆菌作为难灭活微生物的代表,探究常见水质因素变化对灭活效果的影响,并深入机理研究,得到以下结论:（1）单独氯灭活枯草芽孢杆菌实验随着氯浓度增加,灭活效果提升,浓度为10mg/L,灭活100min时的对数灭活率达5.6,是2mg/L时的1.8倍。酸性条件下灭活能力更强,p H为6,反应100min时的对数灭活率为5.7,是p H为9的19倍。一定范围内升温,灭活效果先提升后降低,温度为25℃,灭活100min时的对数灭活率为5,与5℃相比增加了1.3,与30℃相比提高了0.21。锰离子对灭活有抑制作用,浓度为10mg/L,灭活100min时的对数灭活率为4.19,与0mg/L相比降低了0.81。（2）单独UVC-LED灭活枯草芽孢杆菌实验一定范围内升温,灭活效果先升高后降低,紫外辐射剂量为100m J·cm-2时,40℃下的对数灭活率为3.96,与5℃相比提高了1.33,与50℃相比增加了0.18。有机质浓度增加,灭活效果有所下降,紫外辐射剂量为100m J·cm-2时,10mg/L的对数灭活率为3.65,与0mg/L时相比降低了0.17。锰离子对灭活有抑制作用,紫外辐射剂量为100m J·cm-2时,10mg/L的对数灭活率为3.26,与0mg/L时相比减少了0.56。（3）氯联合UVC-LED灭活枯草芽孢杆菌实验氯过量后,会与自由基发生清除反应,氯浓度继续增加,灭活效果不会大幅提升,紫外辐射剂量为100m J·cm-2时,10mg/L的对数灭活率为6.13,与2mg/L时相比增加了1.48,与30mg/L时相比减少了0.13。p H值增加,使次氯酸浓度降低,部分羟基自由基被湮灭,灭活效果明显下降,紫外辐射剂量为100m J·cm-2,p H为6时的对数灭活率为6.59,比p H为9时提高了2.67。锰离子可吸收紫外线、与次氯酸等发生反应,对灭活有抑制作用,紫外辐射剂量为100m J·cm-2,10mg/L时的对数灭活率为5.1,与0mg/L时相比降低了0.8。（4）灭活机理研究氯联合UVC-LED产生的自由基可有效地破坏孢子结构,使次氯酸等强氧化性物质进入细胞,造成核酸与酶等物质受损,阻碍复制转录等重要活动进行,最终导致菌体死亡。
李锦煜[5]（2020）在《三氯异氰尿酸对泳池水消毒效果及应用研究》文中研究指明传统的泳池消毒技术已经无法满足人们的要求,因此寻找一种高效、安全的泳池水消毒剂迫在眉睫。在所有的泳池水消毒剂中,三氯异氰尿酸以其消毒副产物少,作用效果好被广大泳池管理和运营单位所认可。目前针对三氯异氰尿酸对泳池水的消毒效果的研究较少,因此本文针对三氯异氰尿酸对泳池水消毒效果和应用进行一系列研究。本研究通过对不同位置的泳池水指标的检测,分析了泳池不同位置的水质情况。实验结果表明:泳池池边管壁附着有机物及腐殖质导致池边有机物含量增加;在泳池中间的TOC（总有机碳）高于池边的TOC;整个游泳池的pH分布较为稳定;余氯在泳池中间位置最低。针对三氯异氰尿酸作用下的泳池水余氯衰减情况,从初始氯浓度、有机物浓度、温度、pH、还原性离子五个方面进行深入研究和规律探索并对消毒效能进行了对比。最后,根据各项影响因素对余氯衰减规律的影响,构建了余氯衰减模型。实验结果表明:三氯异氰尿酸属于缓释型,初始氯浓度先增大后减小。在初始氯浓度为1mg/L2mg/L的范围内,初始氯浓度越高,余氯衰减系数越小;有机物浓度越大,余氯衰减系数越大;在20℃30℃之间,温度可加速余氯的衰减;在pH为6.57.5的范围内,pH越小,余氯衰减系数越大;还原性离子浓度越高,余氯衰减越快。根据对实际泳池的监测和结果分析,对三氯异氰尿酸的实际应用效果展开研究,以经济性、安全性等指标对三氯异氰尿酸的消毒效果进行评价。通过统计学分析,结果表明以该游泳池池水的实际监测值较为准确,能够作为游泳池安全评价指标,证明采用三氯异氰尿酸作为消毒剂的泳池水全年运行较为稳定。在夏季和冬季的投药量差异较大,在pH等于7.5时,人数在30人和100人的日平均投药量为1:1.95,相差很大,所以建议投药量夏多冬少。投药量与水池总体积之比约为1.11.25,即可满足正常的水质。本研究从实际出发,能够为发明更便捷、准确的泳池在线监测系统提供参考和方向。后期泳池水处理系统将是高效、稳定、经济的系统,可以精准的控制泳池水的指标,为游泳者提供一个更好的泳池水环境。
刘瑞妮[6]（2019）在《PPCPs在自由氯/氨氮体系中的降解及反应机理研究》文中指出近年来环境中药物及个人护理品（PPCPs）的污染,已成为亟待解决的环境问题之一。一般认为,常规的水处理过程,如混凝沉淀、生物处理、加氯消毒等,对水中PPCPs的去除作用有限。而近期研究发现,在含有氨氮的水中进行加氯消毒可以有效削减咖啡因、驱蚊胺等PPCPs。然而,自由氯/氨氮反应体系降解PPCPs的动力学特征,影响因素以及反应机理上不明确。此外,自由氯是否可与其他水质组分生成活性物质降解PPCPs仍待研究。因此,本论文基于自由氯反应特点,研究了多种PPCPs在自由氯/氨氮以及自由氯/尿素体系中的降解规律。为模拟自由氯/氨氮反应体系,实验所采用次氯酸钠溶液和氯化铵溶液作为反应溶液,并选择替硝唑、奥硝唑、洛硝哒唑、咖啡因、避蚊胺、卡马西平、吉非罗齐、双氯芬酸作为PPCPs的代表物质。首先,为研究不同的自由氯/氨氮比值下PPCPs的降解情况,改变加入的氯化铵与自由氯的体积比,通过高效液相色谱法测定不同条件下各种PPCPs的去除率,得到各种PPCPs的去除率与总氯的消耗量之间的关系。同时为解析反应过程中产生的自由基和其他活性物质对PPCPs降解的贡献,通过充入氮气和加入自由基淬灭剂的方式,验证了ONOOH/ONOO-和·OH/·NO2这几种中间产物对PPCPs的降解的影响。此外,实验发现几种PPCPs混合物在实际水样中降解普遍降低,其中避蚊胺和布洛芬降解率变化较为明显。本文在自由氯/氨氮反应体系基础上,研究了几种PPCPs在自由氯/尿素体系中的降解情况。结果表明,分别增加体系中尿素和自由氯的浓度,都可以使得咖啡因的降解率得到大幅度提升;改变反应体系中卡马西平浓度、尿素浓度、p H条件、自由氯浓度均可对卡马西平在自由氯/尿素体系中的降解产生影响;增加体系中尿素的含量,可以使几种PPCPs的降解率增大,而当加入的尿素浓度小于100μM时,尿素浓度的变化对PPCPs降解率的影响较小。
金艺[7]（2019）在《供水管网中自由氯作用下氧氟沙星的迁移转化规律研究》文中认为近年来,随着生活水平的提高和医疗技术的进步,抗生素在医疗领域被大量使用。氧氟沙星（OFL）,作为其中喹诺酮类抗生素的典型代表,在临床医学中被广泛应用。尽管其具有良好的治愈效果,但同时也不断在水体、沉积物、土壤等多种环境介质中被检出。这些环境残留会影响植物的生长发育、抑制甚至杀死环境中的某些微生物并对人类健康产生影响。此外,近年来,具有致癌、致畸、致突的三卤甲烷（THMs）和卤乙酸（HAAs）等消毒副产物也不断在饮用水中被检出且含量有逐年增多的趋势,威胁人类健康。氧氟沙星的环境残留问题和消毒副产物所带来的水污染问题受到了人们的广泛关注。同时,关于氧氟沙星等抗生素在环境中迁移转化规律的研究也成为了饮用水安全领域的研究热点。目前,对氧氟沙星的去除和饮用水消毒的研究已有很多,并且取得了很大的进展,但仍存在一些不足。其中,对氧氟沙星的研究主要集中在烧杯去离子水等简单的反应环境下,对于供水管网复杂环境中氧氟沙星的降解以及迁移转化过程的研究尚未见诸报道。因此,本课题以城市水系统中长期存在的氧氟沙星为研究对象,以浙江某高校大型给水管网水质综合模拟实验平台为研究手段,系统研究了供水管网和烧杯去离子水中在自由氯作用下氧氟沙星的迁移转化规律,对有效控制氧氟沙星进入到城市水系统及保护人体健康和环境提供了一定的参考意义。本课题研究了在不同管材、流速、pH、自由氯浓度、温度作用下氧氟沙星在管网中的降解动力学、产物生成,并将氧氟沙星在烧杯和管网中的降解实验进行对比。其结果表明:在管网和去离子水中自由氯氧化氧氟沙星的反应速率随自由氯浓度的增加而增加,且氧氟沙星在去离子水中降解效率高于在管网中的降解效率,自由氯氧化氧氟沙星的反应符合二级动力学模型。不同pH条件下自由氯氧化氧氟沙星的降解速率为中性﹥酸性﹥碱性。管材和温度对降解影响都比较明显。氧氟沙星在PE管和不锈钢管中的降解速度接近,且均高于在球墨铸铁管中的降解速度。随着温度的升高,降解速率不断升高,说明氧氟沙星降解是个吸热过程。流速对氧氟沙星在管网中和去离子水中的降解速率的影响不大。通过液相色谱-质谱法（LC-MS）对自由氯氧化氧氟沙星的中间产物进行了检测,结果表明:哌嗪环是参与氧化反应的主要基团,哌嗪环上的N4原子是参与氧化反应的主要点位。自由氯使氧氟沙星失去一个-CH3形成氧化产物M-61,继续对哌嗪环上的N4原子作用,脱去C3H7N形成氧化产物M-101。恶嗪环开环形成氧化产物M-139。喹诺酮环上的N2原子被Cl取代形成氧化产物M-108。另外,自由氯一方面进攻哌嗪环上的羟基,夺取氢失去一个H2O分子形成氧化产物M-18,另一方面失去一个CO2分子形成氧化产物M-44。随着反应的进行,发生取代反应,H原子被Cl原子取代,形成氧化产物M+44。此外,本课题分析了自由氯氧化氧氟沙星过程中THMs和HAAs的生成规律。其中,THMs主要以三氯甲烷（TCM）的形式存在;HAAs主要以—氯乙酸（MCAA）的形式存在。随着反应时间的增加,THMs、HAAs的浓度均逐渐增大。
朱有长,刘敬雅,赵尔格,夏建新[8]（2019）在《饮用水消毒副产物比较分析与健康风险评估》文中研究表明自来水消毒对于保障饮用水安全具有至关重要的意义,但是消毒过程伴随着消毒副产物的生成。基于已有的实际消毒方法应用案例,统计分析了液氯消毒、二氧化氯消毒、氯胺消毒、次氯酸钠消毒等消毒方法生成的三氯甲烷、一溴二氯甲烷、二溴一氯甲烷、三溴甲烷、二氯乙酸和三氯乙酸等典型消毒副产物生成量的平均水平,并对消毒副产物进行了人体健康风险评价。结果表明:次氯酸钠消毒副产物的健康风险水平最低(男性为8.34×10-7,即每十亿人中834人有患癌症风险,女性为9.72×10-7,即每十亿人中972人有患癌症风险),从健康风险评价的角度分析,次氯酸钠可能是目前较理想的液氯消毒替代品;在我国,南北方自来水中的三卤甲烷健康风险均大于EPA可接受水平(1×10-6),南方(男性平均水平为1.53×10-6,女性为1.79×10-6)三卤甲烷的健康风险水平比北方(男性平均水平为1.44×10-6,女性为1.68×10-6)高;夏季(男性平均水平为1.56×10-6,女性为1.82×10-6)三卤甲烷的健康风险水平大于冬季(男性平均水平为1.10×10-6,女性为1.28×10-6)。
郭学博[9]（2019）在《氨基酸类前体物生成含氮消毒副产物的形成过程及控制研究》文中研究说明含氮消毒副产物（N-DBPs）是一类新兴的消毒副产物,具有较强的细胞毒性和遗传毒性。氨基酸为典型的含氮天然有机物（NOM）,广泛存在于地表水体中。研究氨基酸类前体物氯化过程生成N-DBPs的形成过程和控制技术具有非常重要的意义。以7种常见的氨基酸为前体物,研究了典型氨基酸在氯化消毒过程中生成N-DBPs的潜能。结果表明,组氨酸、天冬氨酸、天冬酰胺和色氨酸氯化体系中均检测到二氯乙酰胺（DCAcAm）、三氯乙酰胺（TCAcAm）和二氯乙腈（DCAN）。056 h内,各氨基酸生成N-DBPs的比摩尔生成势（SFP）的顺序为:天冬酰胺>天冬氨酸>组氨酸>色氨酸,且天冬酰胺生成N-DBPs的SFP显着高于其它氨基酸（p<0.01）。在天冬酰胺氯化消毒体系中,各N-DBPs的SFP顺序为:DCAcAm>DCAN>TCAcAm,DCAcAm的SFP显着高于DCAN和TCAcAm（p<0.01）。以天冬酰胺为前体物,研究了氨基酸氯化生成N-DBPs的影响因素和形成机理。加氯量、pH值、阴阳离子均影响天冬酰胺氯化生成N-DBPs的过程。加氯量提高,天冬酰胺的脱羧和取代作用增强,DCAcAm和DCAN的SFP增强,但TCAcAm的生成过程受到抑制;中性及碱性条件下HAcAms及HANs的生成势显着高于酸性条件（p<0.05）。消毒体系中溴离子会抑制DCAcAm和TCAcAm的生成,但促进溴代消毒副产物的生成。在Cu2+对HAcAms的形成有促进作用。天冬酰胺生成DCAcAm、TCAcAm和DCAN的过程包含一系列氯取代反应、Hofmann降级反应、脱羧反应和水解反应等。研究了混凝沉淀工艺、高锰酸钾预氧化-氯消毒工艺和活性炭-膜分离工艺对N-DBPs及其氨基酸前体物的去除作用。混凝剂种类、药剂投加量和转速等因素对N-DBPs前体物的去除均有一定影响作用,各影响因素的主次关系为:混凝剂种类>转速>药剂投加量,在药剂种类为FeCl3,投加量为30 mg·L-1,转速为200 r·min-1（2 min）+10 r·min-1（8 min）时,氨基酸前体物去除效果最佳。高锰酸钾氧化法可有效破坏氨基酸的分子结构,从而显着降低后续氯化消毒过程中生成N-DBPs的浓度。活性炭及活性炭-膜分离技术可有效去除水中的N-DBPs。活性炭吸附、活性炭-纳滤和活性炭-反渗透工艺对三种N-DBPs（DCAN、DCAcAm和TCAcAm）的平均去除率分别为81.49%、85.91%和99.6%。
崔晓宇[10]（2019）在《模拟泳池水中消毒副产物的生成规律及前体物研究》文中指出随着游泳运动的广泛普及,游泳池水质安全问题越来越得到人们的重视。为了杀灭泳池水中的病毒和微生物,我国目前广泛采用氯化消毒方式对游泳池进行消毒,然而在消毒过程中会生成氯化消毒副产物（DBPs）对人体健康产生潜在的影响与威胁。国内关于DBPs的研究大多数都是针对饮用水和废水而展开,虽然泳池卫生情况一直受到人们的关注,但关于泳池水中DBPs的研究却相对较少。本文选用模拟泳池水为试验对象,对模拟泳池水中DBPs的两类主要前体物人体体液类似物（BFA）和天然有机物（NOM）的氯化DBPs生成潜能进行对比研究。同时也对BFA各组成成分单独进行了氯化消毒试验,探究各前体物生成氯化DBPs的潜力,并结合泳池水的特点,分析DBPs的生成趋势及各前体物对泳池水生成氯化DBPs的影响。在此基础上研究不同的氯化时间、氯投加量、pH值、反应温度条件对泳池水在氯化消毒过程中生成消毒副产物（DBPs）的影响,探究消毒副产物的生成规律,并分析在何种条件下可以有效控制DBPs的生成。研究结果表明:模拟泳池水在氯化消毒过程中会生成二氯乙酸（DCAA）、三氯乙酸（TCAA）、三氯甲烷（TCM）、二氯乙腈（DCAN）、三氯硝基甲烷（TCNM）和三氯丙酮（1,1,1-TCP）几种消毒副产物。3种BFAs均具有较高的HAAs（DCAA和TCAA）生成潜能,且生成的HAAs（DCAA和TCAA）的浓度明显高于THMs（TCM）,BFA（J）具有最高的THMs和HAAs生成量,BFA（J）和BFA（B）的DCAA生成量均明显高于TCAA;BFAs各组分具有不同的氯化DBPs生成潜能,其中柠檬酸的HAAs和THMs的生成潜力远大于其他各组分;BFA的HAAs生成潜力较高,而NOM则对THMs具有较高的生成潜能;延长BFA水样和NOM水样氯化反应时间,THMs和HAAs的生成量均增加且HAAs的增加量高于THMs。延长氯化反应时间,DCAA、TCAA和TCM的浓度不断升高,DCAN、TCNM和1,1,1-TCP的浓度则先升高再降低。DBPs浓度在氯化反应的前24 h增幅较大,48 h后趋于平缓;随着氯投加量的增加,DCAA、TCAA、TCM、TCNM和1,1,1-TCP浓度一直呈上升趋势,而DCAN浓度则先升高再降低。在氯投加量为2 mg/L时,DBPs的浓度较低;在pH值从6升高到8的过程中,DCAA、TCAA、DCAN和1,1,1-TCP浓度先升高再降低,TCM和TCNM浓度则一直升高。pH值在6～7范围内可有效控制DBPs的形成;随着反应温度的升高,DCAA、TCAA、TCM和TCNM浓度持续升高,DCAN和1,1,1-TCP则逐渐降低。综上所述,应规范游泳者的行为,强调游泳前先进行淋浴的重要性,尽可能减少人体带入泳池的代谢物量,同时合理调节泳池水的氯化消毒条件,在保证舒适度的同时有效控制DBPs的生成。
二、浅谈氯消毒原理及其消毒剂在饮用水中的应用（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、浅谈氯消毒原理及其消毒剂在饮用水中的应用（论文提纲范文）
（1）二氧化氯对不同微生物的灭活特性及其对群落结构特征的影响（论文提纲范文）
| 0 引 言 |
| 1 二氧化氯对不同微生物消毒的效果 |
| 2 二氧化氯消毒的主要影响因素 |
| 3 二氧化氯消毒对细菌群落结构的影响 |
| 4 二氧化氯消毒残生细菌的再生长问题 |
| 5 结 论 |
（2）京冀地区地表水体中有机物调研及其吸附和氧化处置研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水体有机物危害概述 |
| 1.2 腐植酸和富里酸的常见去除方法 |
| 1.2.1 膜分离技术 |
| 1.2.2 光电化学法 |
| 1.2.3 强化混凝法 |
| 1.2.4 臭氧(O_3)氧化法 |
| 1.2.5 活性炭吸附 |
| 1.2.6 氯氧化技术 |
| 1.3 现代常见的消毒技术 |
| 1.3.1 次氯酸钠消毒 |
| 1.3.2 氯胺消毒 |
| 1.3.3 二氧化氯消毒 |
| 1.3.4 臭氧消毒 |
| 1.3.5 高锰酸钾消毒 |
| 1.3.6 紫外消毒 |
| 1.4 选题依据及研究内容 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 课题的主要研究内容 |
| 1.4.3 课题创新点 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验药品和仪器 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 水样的采集和预处理 |
| 2.3 实验分析方法 |
| 2.3.1 三维荧光光谱测定和数据预处理 |
| 2.3.2 紫外-可见吸收光谱法 |
| 2.3.3 消毒副产物溶液配制和前处理 |
| 2.3.4 其他测试方法 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 水中的天然有机物变化规律调研 |
| 3.1 五个自来水厂概况及各水厂进厂水的调研结果 |
| 3.1.1 五个自来水厂概况及主要调研内容 |
| 3.1.2 各水厂水源水的调研结果 |
| 3.2 各水厂流程水及管网水有机物调研结果 |
| 3.3 消毒剂对消毒副产物产生的影响 |
| 3.3.1 常见DBPs指标与限值 |
| 3.3.2 实验试剂配制和开展 |
| 3.4 活性炭吸附腐植酸水样氯消毒处理的消毒副产物 |
| 3.4.1 实验试液配制及步骤 |
| 3.4.2 实验结果 |
| 3.5 两条观赏河水质 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 活性炭吸附和NaClO氧化去除腐植酸和富里酸 |
| 4.1 活性炭吸附和NaClO氧化去除腐植酸 |
| 4.1.1 腐植酸标准曲线绘制 |
| 4.1.2 不同种类的活性炭对吸附腐植酸(HA)的影响 |
| 4.1.3 不同活性炭投加量对腐植酸吸附的影响 |
| 4.1.4 次氯酸钠投加量对腐植酸氧化去除的影响 |
| 4.1.5 活性炭吸附与次氯酸钠氧化协同处理腐植酸 |
| 4.2 活性炭吸附和NaClO氧化去除富里酸 |
| 4.2.1 富里酸标准曲线绘制 |
| 4.2.2 不同种类的活性炭对吸附富里酸的影响 |
| 4.2.3 不同活性炭投加量对富里酸吸附的影响 |
| 4.2.4 次氯酸钠投加量对富里酸去除的影响 |
| 4.2.5 活性炭吸附与次氯酸钠氧化协同去除富里酸 |
| 4.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
（3）蓝藻胞外聚合物对供水管网水质及生物稳定性的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 蓝藻胞外聚合物的污染趋势 |
| 1.2.2 供水管网水质安全现状 |
| 1.2.3 饮用水生物稳定性的概念 |
| 1.2.4 饮用水生物稳定性的评价指标 |
| 1.2.5 供水管网生物稳定性影响因素 |
| 1.3 研究目标与内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第二章 蓝藻EPS在供水管道中的迁移和转化研究 |
| 2.1 研究目的 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验水样 |
| 2.2.2 实验材料 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 检测指标 |
| 2.2.5 实验设备 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 供水管道中总有机碳含量的变化 |
| 2.3.2 供水管道中溶解性有机质三维荧光光谱变化 |
| 2.3.3 供水管道中多糖含量的变化 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 蓝藻EPS对供水管道中细菌生长的影响研究 |
| 3.1 研究目的 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验水样 |
| 3.2.2 实验材料 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 检测指标 |
| 3.2.5 实验设备 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 蓝藻EPS对供水管道余氯的影响 |
| 3.3.2 蓝藻EPS对供水管道浊度的影响 |
| 3.3.3 蓝藻EPS对供水管道生物可降解溶解性有机碳的影响 |
| 3.3.4 蓝藻EPS对供水管道可同化有机碳的影响 |
| 3.3.5 蓝藻EPS对供水管道中细菌生长总数的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 蓝藻EPS对连续供水管网系统生物稳定性的影响研究 |
| 4.1 研究目的 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验水样 |
| 4.2.2 实验材料 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.4 检测指标 |
| 4.2.5 实验设备 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 蓝藻EPS对连续供水管网系统余氯的影响 |
| 4.3.2 蓝藻EPS对连续供水管网系统浊度的影响 |
| 4.3.3 蓝藻EPS对连续供水管网系统总有机碳含量的影响 |
| 4.3.4 蓝藻EPS对连续供水管网系统生物可降解溶解性有机碳的影响 |
| 4.3.5 蓝藻EPS对连续供水管网系统可同化有机碳的影响 |
| 4.3.6 蓝藻EPS对连续供水管网系统细菌总数的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（4）氯联合UVC-LED灭活水中枯草芽孢杆菌的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 饮用水安全的重要性 |
| 1.2 全球饮用水安全现状 |
| 1.3 国内饮用水安全现状 |
| 1.4 各种消毒方法的介绍及对比 |
| 1.4.1 氯消毒 |
| 1.4.2 二氧化氯消毒 |
| 1.4.3 臭氧消毒 |
| 1.4.4 紫外线消毒 |
| 1.4.5 超声波消毒 |
| 1.4.6 联合消毒法 |
| 1.5 氯与紫外联用消毒法 |
| 1.5.1 氯联合紫外法原理 |
| 1.5.2 氯联合紫外法研究现状 |
| 1.6 研究的目的、意义与内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 课题研究的意义与目的 |
| 1.6.3 课题研究的内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 枯草芽孢杆菌来源 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.2 实验装置及试验方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 培养基制备 |
| 2.2.3 菌液制备 |
| 2.2.4 枯草芽孢杆菌浓度检测 |
| 2.2.5 氯消毒溶液的制备和检测 |
| 2.2.6 灭活效果评价 |
| 2.2.7 紫外辐射剂量 |
| 2.2.8 蛋白质浓度检测 |
| 2.2.9 SEM预处理 |
| 2.2.10 复活百分数 |
| 2.2.11 动力学模型分析 |
| 2.2.12 贡献率 |
| 第三章 单独氯灭活水中枯草芽孢杆菌的研究 |
| 3.1 单独氯灭活枯草芽孢杆菌影响因素的分析 |
| 3.1.1 氯初始浓度对灭活效果的影响 |
| 3.1.2 初始菌液浓度对灭活效果的影响 |
| 3.1.3 pH值对灭活效果的影响 |
| 3.1.4 温度对灭活效果的影响 |
| 3.1.5 有机质浓度对灭活效果的影响 |
| 3.1.6 离子浓度对灭活效果的影响 |
| 3.2 本章小结 |
| 第四章 单独 UVC-LED 水中灭活枯草芽孢杆菌的研究 |
| 4.1 单独 UVC-LED 灭活枯草芽孢杆菌影响的因素分析 |
| 4.1.1 初始菌液浓度对灭活效果的影响 |
| 4.1.2 pH值对灭活效果的影响 |
| 4.1.3 温度对灭活效果的影响 |
| 4.1.4 有机质浓度对灭活效果的影响 |
| 4.1.5 离子浓度灭活效果的影响 |
| 4.2 本章小结 |
| 第五章 氯联合 UVC-LED 灭活水中枯草芽孢杆菌的研究 |
| 5.1 氯联合 UVC-LED 灭活枯草芽孢杆菌影响因素的分析 |
| 5.1.1 氯初始浓度对灭活效果的影响 |
| 5.1.2 初始菌液浓度对灭活效果的影响 |
| 5.1.3 pH值对灭活效果的影响 |
| 5.1.4 温度对灭活效果的影响 |
| 5.1.5 有机质浓度对灭活效果的影响 |
| 5.1.6 离子浓度灭活效果的影响 |
| 5.2 本章小结 |
| 第六章 灭活机理研究 |
| 6.1 灭活机理研究 |
| 6.1.1 电镜扫描观察 |
| 6.1.2 灭活过程中蛋白质的变化 |
| 6.1.3 胸腺嘧啶二聚体检测 |
| 6.1.4 灭活效果对比 |
| 6.1.5 暗修复对比 |
| 6.1.6 贡献率分析 |
| 6.2 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（5）三氯异氰尿酸对泳池水消毒效果及应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景 |
| 1.2 泳池水的污染 |
| 1.2.1 泳池水污染的来源 |
| 1.2.2 泳池水污染的危害 |
| 1.3 泳池水的消毒杀菌方式及常用消毒剂 |
| 1.3.1 消毒杀菌方式 |
| 1.3.2 常用的氯消毒剂及副产物 |
| 1.3.3 氯化消毒副产物对人体的影响 |
| 1.3.4 国内外的泳池水质标准及对比 |
| 1.4 研究内容及创新点 |
| 1.4.1 研究的目的与意义 |
| 1.4.2 研究现状 |
| 1.4.3 研究主要内容、方法及方案 |
| 1.4.4 研究技术路线 |
| 1.4.5 研究主要创新点 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验所需药品与试剂 |
| 2.2 分析项目与检测方法 |
| 2.2.1 有效氯的测定 |
| 2.2.2 余氯的测定 |
| 2.2.3 TOC的测定 |
| 2.2.4 亚硝态氮的测定 |
| 2.2.5 余氯衰减的实验方法 |
| 2.2.6 泳池水的余氯衰减系数的确定 |
| 第3章 泳池水指标与位置的相关性研究及消毒剂性能对比 |
| 3.1 取样点设置 |
| 3.2 水质情况分析 |
| 3.2.1 三维荧光分析 |
| 3.2.2 TOC测定 |
| 3.2.3 UV254 测定 |
| 3.2.4 余氯的测定 |
| 3.2.5 pH的测定 |
| 3.3 消毒剂性能对比 |
| 3.3.1 在同样氯投加量下三氯异氰尿酸的余氯衰减情况 |
| 3.3.2 在同样氯投加量的情况下,次氯酸钠的余氯衰减情况 |
| 3.3.3 对比结果分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 泳池水的余氯衰减的影响因素研究及模型构建 |
| 4.1 泳池水的余氯衰减影响因素的研究 |
| 4.1.1 不同初始氯浓度的影响 |
| 4.1.2 不同有机物浓度的影响 |
| 4.1.3 不同温度的影响 |
| 4.1.4 不同pH的影响 |
| 4.1.5 还原性离子的影响 |
| 4.2 泳池水余氯衰减动力学模型 |
| 4.3 余氯衰减模型系数的确定 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 三氯异氰尿酸实际应用研究 |
| 5.1 实际应用情况 |
| 5.1.1 装置情况 |
| 5.1.2 检测方法 |
| 5.1.3 统计学分析 |
| 5.1.4 指标合格情况 |
| 5.1.5 稳定性 |
| 5.1.6 投药量 |
| 5.2 本章小结 |
| 第6章 结论及建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
（6）PPCPs在自由氯/氨氮体系中的降解及反应机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 PPCPs简介 |
| 1.1.1 环境中PPCPs存在情况 |
| 1.1.2 环境中PPCPs的污染现状 |
| 1.1.3 PPCPs的生态健康危害 |
| 1.1.4 PPCPs的检测方法 |
| 1.1.5 PPCPs的去除技术 |
| 1.2 氯/氨氮去除PPCPs的研究现状 |
| 1.2.1 氯消毒工艺介绍 |
| 1.2.2 氯消毒的影响因素 |
| 1.2.3 氨氮污染现状 |
| 1.2.4 PPCPs在氯/氨氮中的去除 |
| 1.3 研究目标与内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术措施与方法 |
| 第2章 PPCPs在自由氯/氨氮中的反应 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 自由氯的测定 |
| 2.2.4 PPCPs的测定 |
| 2.2.5 测定各种PPCPs的去除率 |
| 2.2.6 中间产物对PPCPs降解的影响的测定方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 自由氯/氨氮体系中总氯含量变化研究 |
| 2.3.2 自由氯/氨氮体系中PPCP的降解 |
| 2.3.3 PPCPs降解与总氯消耗量的关系探究 |
| 2.3.4 PPCPs在自然水样中的降解 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 PPCPs在自由氯/氨氮体系中的降解机理初探 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 活性基团作用识别 |
| 3.3 pH值对PPCPs降解的影响 |
| 3.4 自由氯与氨氮反应过程的模拟及机理推演 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 PPCPs在自由氯/尿素中的反应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 自由氯/尿素体系中总氯和自由氯含量测定方法 |
| 4.2.4 咖啡因在自由氯/尿素中降解的测定方法 |
| 4.2.5 卡马西平在自由氯/尿素中降解的测定方法 |
| 4.2.6 尿素浓度对PPCPs在自由氯/尿素中降解影响的测定方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 自由氯/尿素体系中氯含量变化研究 |
| 4.3.2 咖啡因在自由氯/尿素中降解 |
| 4.3.3 卡马西平在自由氯/尿素中的降解 |
| 4.3.4 尿素浓度对PPCPs降解的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（7）供水管网中自由氯作用下氧氟沙星的迁移转化规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 氧氟沙星研究进展 |
| 1.2.1 氧氟沙星简介 |
| 1.2.2 氧氟沙星的来源、污染现状、危害 |
| 1.3 氧氟沙星的处理技术研究现状 |
| 1.3.1 生物去除法 |
| 1.3.2 物理方法 |
| 1.3.3 化学氧化法 |
| 1.4 氧氟沙星消毒副产物方面的研究进展 |
| 1.5 饮用水消毒技术研究进展 |
| 1.5.1 氯消毒技术 |
| 1.5.2 其他消毒技术 |
| 1.6 本课题研究目的、意义和研究内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与装置 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验装置 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 氧氟沙星的HPLC分析方法 |
| 2.2.2 氧氟沙星氧化产物的LC-MS分析方法 |
| 2.2.3 三卤甲烷、卤乙酸的分析方法 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 溶液配制 |
| 2.3.2 氧氟沙星在管网中的降解 |
| 2.3.3 氧氟沙星在烧杯去离子水中的降解 |
| 第三章 自由氯降解氧氟沙星的动力学研究 |
| 3.1 自由氯浓度下氧氟沙星的降解 |
| 3.2 不同pH条件下氧氟沙星的降解 |
| 3.3 不同管材条件下氧氟沙星的降解 |
| 3.4 不同流速条件下氧氟沙星的降解 |
| 3.5 不同温度条件下氧氟沙星的降解 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 氧氟沙星在管网中的降解产物分析 |
| 4.1 中间产物的生成规律分析 |
| 4.2 三卤甲烷、卤乙酸的生成规律分析 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 实验展望 |
| 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 |
（8）饮用水消毒副产物比较分析与健康风险评估（论文提纲范文）
| 1 消毒副产物生成量比较 |
| 1.1 不同消毒方法的消毒副产物生成量比较 |
| 1.2 我国南北方消毒副产物生成量比较 |
| 1.3 我国冬夏季消毒副产物生成量比较 |
| 2 健康风险分析 |
| 2.1 饮用途径的健康风险评价模型 |
| 2.2 不同消毒方法的消毒副产物的健康风险比较 |
| 2.3 我国南北方自来水中消毒副产物健康风险比较 |
| 2.4 我国冬夏季自来水中消毒副产物健康风险比较 |
| 3 结论 |
（9）氨基酸类前体物生成含氮消毒副产物的形成过程及控制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国饮用水现状 |
| 1.2 饮用水氯消毒技术 |
| 1.2.1 常见的消毒方法 |
| 1.2.2 氯消毒原理 |
| 1.2.3 影响氯消毒效果的因素 |
| 1.3 饮用水中消毒副产物的研究进展 |
| 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 常见的消毒副产物前体物 |
| 1.3.4 消毒副产物的控制 |
| 1.3.5 消毒副产物的分析检测技术 |
| 1.4 水体中的氨基酸 |
| 1.4.1 氨基酸的种类 |
| 1.4.2 氨基酸作为消毒副产物前体物的研究现状 |
| 1.5 课题研究目的、意义与研究内容 |
| 1.5.1 研究的目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 氨基酸氯化生成N-DBPs的潜能研究 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 主要仪器和设备 |
| 2.1.3 实验设计与方案 |
| 2.1.4 分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 氨基酸氯化生成N-DBPs的过程 |
| 2.2.2 氨基酸氯化生成N-DBPs的潜能 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 天冬酰胺氯化生成N-DBPs的影响因素和形成机制研究 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 化学试剂 |
| 3.1.2 主要仪器和设备 |
| 3.1.3 实验设计与方案 |
| 3.1.4 分析测试方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 N-DBPs形成的影响因素 |
| 3.2.2 N-DBPs氯化形成的机制 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 常规水处理工艺对氨基酸氯化生成N-DBPs过程的控制研究 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 化学药剂 |
| 4.1.2 主要仪器 |
| 4.1.3 实验设计与方案 |
| 4.1.4 分析测试方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 混凝沉淀工艺对氯化生成N-DBPs的影响 |
| 4.2.2 高锰酸钾预氧化-氯消毒工艺对氯化生成N-DBPs的影响 |
| 4.2.3 活性炭-膜分离工艺对氯化生成N-DBPs的去除作用 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的学术活动及成果清单 |
（10）模拟泳池水中消毒副产物的生成规律及前体物研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 游泳池水的污染 |
| 1.2.1 泳池水污染的来源 |
| 1.2.2 泳池水污染引起的常见疾病 |
| 1.3 游泳池水的消毒方法及常用消毒剂 |
| 1.3.1 氯化消毒 |
| 1.3.2 二氧化氯消毒 |
| 1.3.3 臭氧消毒 |
| 1.3.4 紫外线消毒 |
| 1.4 游泳池水消毒副产物的研究现状 |
| 1.4.1 泳池水消毒副产物的种类及危害 |
| 1.4.2 泳池水消毒副产物的暴露途径 |
| 1.4.3 泳池水消毒副产物的前体物 |
| 1.4.4 泳池水消毒副产物的影响因素 |
| 1.4.5 游泳池的相关水质标准 |
| 1.5 论文研究的目的意义及主要内容 |
| 1.5.1 论文研究的目的意义 |
| 1.5.2 论文研究的主要内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 试验与分析方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 试验药品与试剂 |
| 2.1.2 试验仪器与装置 |
| 2.2 试验溶液的配制 |
| 2.2.1 消毒剂次氯酸钠溶液浓度的标定 |
| 2.2.2 试验水样的制备 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 BFA和NOM氯化消毒反应试验方法 |
| 2.3.2 模拟泳池水氯化消毒试验方法 |
| 2.4 样品的检测分析方法 |
| 2.4.1 样品的前处理 |
| 2.4.2 样品的检测 |
| 2.4.3 数据处理方法 |
| 3 体液类似物(BFA)和天然有机物(NOM)生成氯化消毒副产物的对比研究 |
| 3.1 BFAs的氯化DBPs生成潜能研究 |
| 3.2 BFAs各组分生成氯化DBPs的对比研究 |
| 3.3 BFAs和NOM生成氯化DBPs的对比研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 模拟泳池水中氯化消毒副产物的生成规律研究 |
| 4.1 氯化时间对泳池水生成氯化DBPs的影响 |
| 4.2 氯投加量对泳池水生成氯化DBPs的影响 |
| 4.3 pH值对泳池水生成氯化DBPs的影响 |
| 4.4 反应温度对泳池水生成氯化DBPs的影响 |
| 4.5 搅动速率对泳池水产生氯化DBPs的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 附件 |
四、浅谈氯消毒原理及其消毒剂在饮用水中的应用（论文参考文献）
- [1]二氧化氯对不同微生物的灭活特性及其对群落结构特征的影响[J]. 徐闯,巫寅虎,胡洪营,徐傲,倪欣业. 环境工程, 2021(10)
- [2]京冀地区地表水体中有机物调研及其吸附和氧化处置研究[D]. 陈欢. 燕山大学, 2021(01)
- [3]蓝藻胞外聚合物对供水管网水质及生物稳定性的影响研究[D]. 俞鸿飞. 扬州大学, 2020(04)
- [4]氯联合UVC-LED灭活水中枯草芽孢杆菌的研究[D]. 毛竹. 广东工业大学, 2020
- [5]三氯异氰尿酸对泳池水消毒效果及应用研究[D]. 李锦煜. 山东建筑大学, 2020(11)
- [6]PPCPs在自由氯/氨氮体系中的降解及反应机理研究[D]. 刘瑞妮. 天津大学, 2019(01)
- [7]供水管网中自由氯作用下氧氟沙星的迁移转化规律研究[D]. 金艺. 浙江工业大学, 2019(03)
- [8]饮用水消毒副产物比较分析与健康风险评估[J]. 朱有长,刘敬雅,赵尔格,夏建新. 净水技术, 2019(05)
- [9]氨基酸类前体物生成含氮消毒副产物的形成过程及控制研究[D]. 郭学博. 合肥工业大学, 2019(01)
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