一、台州市自来水厂水样放射性监测（论文文献综述）
方超[1]（2019）在《给水处理中消毒副产物的控制技术研究》文中进行了进一步梳理台州市的水资源分布具有时间、空间分布不均匀和降水量与城市区域不匹配这几个主要特点,是一个典型性水质型缺水的城市。如何针对台州市水资源环境和特点,高效、安全地合理开发利用水资源,是整个台州水务工作者都在密切关注的问题。消毒过程作为水处理工艺的重要组成部分,承担着持续性灭活致病细菌、病毒和微生物的功能,是水质安全的核心工艺。但是氯消毒工艺中伴随产生的消毒副产物,被发现对人体具有严重的危害性,必须得到控制。本文通过收集台州市各大、中型水厂基础资料和工艺流程,对几种消毒剂进行全面的对比,确定了以次氯酸钠替代液氯作为新消毒系统的方案,搭建了相应的投加系统,确定了消毒剂的用量和投加方式,以提高消毒效果和有效控制消毒副产物的产生。针对台州市某中型水厂的现状,通过采集两年同期4个月的出厂水样数据并检测,将化验的结果进行对比分析。结果表明,余氯、浊度等常规水质指标,改造后均有小幅度的改善,余氯提高了 5.7%,浊度降低了 8.2%。三氯甲烷、四氯化碳这两个氯消毒副产物的代表性指标,在经过改造后得到了明显的控制,三氯甲烷降低了 43.3%,四氯化碳降低了 22%,说明次氯酸钠替代液氯消毒可以有效地控制消毒副产物的产生。通过对两种消毒方式的成本对比分析,改造前使用液氯消毒的每吨水消毒成本为0.016234元,改造后使用次氯酸钠消毒的每吨水消毒成本为0.015961元,相比减少了 1.68%。按日供水7.5万吨计算,使用次氯酸钠消毒比使用液氯消毒年综合成本减少7464.64元。改造之后,消毒副产物得到控制、运行维护得到简化、生产安全性得到提高,成本还有所减少,优点比较突出。总而言之,进行次氯酸钠消毒系统改造是有积极意义的,不但能减少综合成本的支出,还能够有效控制氯消毒副产物的产生,极大地保障了饮用水安全,具有较高的推广价值,适合中小型水厂参考应用。
王亮[2]（2019）在《电化学氧化法应用于燃煤电厂高盐氨氮废水处理的研究》文中进行了进一步梳理燃煤电厂作为火力发电的主要形式,对中国的能源、经济、环境等诸多领域都将产生举足轻重的影响。2015年4月颁布的《水污染防治行动计划》,即“水十条”的正式施行,标志着电力行业环保工作的方针将由烟气治理的单重心变为水气共治的双重心。论文首先对电化学法处理废水技术的相关文献进行了综述整理。近年来,电化学氧化技术得到了长足的发展,其在废水处理领域得到了广泛应用,是一种高效、廉价的废水处理工艺。论文系统地梳理了某大型燃煤电厂的水平衡状况及现有废水处理系统的处理能力,发现影响该电厂废水回用率的关键因素为:以脱硫废水及精处理再生废水为代表的高盐氨氮废水,难以通过常规工艺手段使其在处理后稳定达标及回用。这也是燃煤电厂废水处理中具有的代表性的问题,若能消除这两种废水中的氨氮、化学需氧量（COD）,则可由煤场或工业水系统接纳,实现回用。由于环保及经营的双重压力,探索一种经济、高效的新型氨氮废水处理工艺迫在眉睫。以某大型燃煤电厂的脱硫废水、精处理再生废水为研究对象,在充分分析其水质特性后,设计了一套电化学氧化脱除氨氮的中试工艺。通过改变水温、电流密度、停留时间、溶解性总固体（TDS）、初始氯根浓度、电极表面清洁度等试验条件,对影响氨氮降解的因素进行了较全面的研究。试验结果显示:电流密度、停留时间、初始氯根浓度、电极的清洁度对水样中氨氮降解效果影响较大,TDS对氨氮的降解效果影响较小。电流密度、停留时间、初始氯根浓度越大,电极表面的清洁度越高,氨氮的脱除效果越佳。具体可得到如下结论:（1）使氨氮初始浓度一定（121 mg/L）的废水以恒定的停留时间（1.2 min）通过电解装置,电流密度越大,氨氮降解浓度值越大（120～480 A/m2）,两者存在较好的线性关系,R2=0.9699。（2）组分相同的氨氮废水在相同的电流密度作用下通过电解装置,氨氮的脱除效果受停留时间的影响显着。当初始氨氮浓度为121 mg/L,出水水温在25℃左右,且电流密度保持不变（120～480A/m2）时,废水在电解装置内的停留时间越长,则氨氮的脱除率越高。（3）一定浓度的氨氮废水在恒定的电流密度（120～480 A/m2）作用下通过电解装置时,氨氮的脱除效果受初始氯根浓度的影响显着。当初始氨氮浓度为120 mg/L左右,出水水温在25℃左右时,废水的初始氯根越高,则氨氮的脱除率越高。（4）在相同电流密度（120～480 A/m2）、不同TDS（22520～32066 mg/L）条件下,氨氮的降解能力基本相同;试验过程中发现,随着TDS的上升,电解的可调电流上限有较显着的升高。此外,随着TDS的上升,电压呈逐步下降趋势,故提高氨氮废水初始TDS,有助于降低氨氮降解能耗。（5）当水样以相同的停留时间（1.2 min）流经电解装置时,当电流密度保持不变（240.0 A/m2）时,氨氮的脱除率随水温的上升而缓慢下降,当温度在接近36℃时,氨氮的脱除率迅速下降,当水温接近38℃时,氨氮的脱除率低于10%。这可能是因为当水温接近38℃时,电解反应产生的游离氯加速分解。（6）当停留时间为2 min,初始氯离子为8947 mg/L时,电解系统对废水的氨氮处理能力存在上限,此上限应在150.0mg/L左右。（7）只要水样中存在一定质量浓度的氨氮,电解产生的氯就将主要被氨氮消耗。且在电解去除氨氮的过程中,不同电流密度（120～378 A/m2）下,游离氯占总氯比例均在20%左右,当氨氮去除完毕后,继续进行短时间电解,游离氯比例迅速上升至70%以上。这符合有氯离子存在条件下,氨氮的电化学氧化首先生成氯胺,再进一步氧化生成氮气的氨氮间接电化学氧化途径。（8）在相同停留时间（1～2 min）的氨氮降解过程中,高电流密度能耗（以去除单位质量氨氮的平均能耗计,下同）高于低电流密度（120～480 A/m2）能耗;而在相同电流密度（120～480 A/m2）的氨氮降解过程中,长停留时间的能耗高于短停留时间（1～2 min）的能耗。当废水中的氨氮质量浓度接近于0时,其能耗上升幅度略有增加。提高氨氮废水初始TDS、提高电极表面的清洁度有助于降低氨氮降解能耗。（9）电解不能起到降低重金属的作用;电解后钙、镁等金属阳离子浓度约有5%的上升,这可能是由于电解过程中产生游离氯并使水中酸度升高,将废水中小部分含金属元素的沉淀混合物溶解所导致的;硫酸盐上升幅度约为23%,这是可能是由于还原性的硫化物被氧化,在酸性条件下生成硫酸盐。电解对CODCr的脱除率达91.1%。（10）极板表面的污染、结垢会降低电极活性,使氨氮脱除效率下降。以相同的电流密度（120～480 A/m2）对初始氨氮浓度为149.8 mg/L的废水进行电解,极板清洗前,电解平均能耗0.294kW·h/g,极板清洗后,电解平均能耗0.264kW·h/g,极板清洗后的电解平均能耗较清洗前下降约1 0.2%。基于试验结论,又从工艺特点、投资成本、运行经济性、环保效益及对氨氮的降解能力等多个方面,将电化学氧化法与该燃煤电厂现行的折点加氯法进行综合比较,深入讨论了以电化学氧化法代替折点加氯法的可行性,分析了电化学工艺在火力发电行业的应用前景。根据氨氮废水减量后的水质、水量特点进行了电解法处理电厂氨氮废水的工业应用研究,并结合该厂水平衡状况的分析结论,对电解处理合格后的废水回用方向进行了规划,确定了其用于煤场喷淋、循环水杀菌及路面冲洗的回用路线。
阳晶晶[3]（2016）在《我国污染环境罪立法完善研究 ——以司法判决为视角》文中研究表明发展从始至终都是一把双刃剑。自我国改革开放以来,社会经济得到迅猛发展的同时也出现了较为严重的环境问题。环境问题事关重大,它关系到我国公民的生命安全和身体健康,也关系到社会的和谐安定。而日趋严重的环境犯罪问题,已对我国民众的生活造成了巨大的威胁,打击污染环境犯罪迫在眉睫。刑法作为保护人类社会的最后一道屏障和防线,如何更全面的介入环境保护领域,从而更有效地打击污染环境犯罪,成为了当前理论界研究的一个重要课题。刑罚是打击犯罪的最直接最有效的手段,司法判决则是对犯罪分子执行刑罚的基本依据,因此,运用实证分析的研究方法以司法判决为视角研究我国污染环境罪的相关问题具有重要意义。近年来,最高人民法院以及各地方各级人民法院陆续公布了污染环境罪的典型案例,其中影响重大、最具有典型意义的15个判决案例,是我国司法实践中打击污染环境犯罪行为最直接的反映。通过对这15个典型案例判决所涉及的自由刑刑罚、罚金刑刑罚、非刑罚处罚措施以及单位犯罪处罚等情况进行研究和分析,发现我国在司法实践中对于打击污染环境罪存在以下四个问题：一是自由刑处罚较轻；二是犯罪情节相似的案件罚金刑数额差异大；三是非刑罚处罚措施适用极少；四是单位犯罪刑罚处罚方式单一。污染环境罪每一个问题背后都有其深层次的原因：污染环境罪有期徒刑法定刑设置过轻且缺乏无期徒刑,导致司法判决中自由刑处罚较轻；采用无限额罚金制导致法官拥有较大的自由裁量权,造成判决中罚金刑数额差异大;我国污染环境罪非刑罚处罚措施立法存在缺陷,导致司法实践中非刑罚处罚措运用极少；刑法对单位犯罪刑罚方式规定过于单一,对单位犯罪缺少可适用之处罚,一定程度影响单位犯罪的惩处。对污染环境罪的问题我们应从以下几个方面进行解决：适当提高污染环境罪的法定刑;明确罚金刑统一的数额标准,采取限额罚金刑；完善非刑罚处罚措施；丰富单位犯罪的刑种,增加没收财产刑、资格刑及非刑罚处罚措施以加强对单位犯罪的打击等。只有有效解决污染环境罪的相关问题,才能提高打击污染环境罪的效率,有效惩治和预防污染环境罪,切实维护人民的生命健康安全。
陈晓雯[4]（2016）在《长江及东江流域水体与沉积物的离体生物毒性效应及其生态风险评估》文中认为近几十年来,大量人工合成化学品被用来生产和加工各类药物和个人护理品。这些化学品大都不易分解、易扩散、易通过食物链传递和富集、具有“三致”毒害效应,能造成生物体代谢紊乱与生态污染,甚至导致种群以及整个生态系统的破坏乃至崩溃。面对种类繁多且数目仍在持续增加的此类污染物,生物毒性表征是综合反映环境介质污染程度的有效方法之一。流域环境是人类赖以生存的源泉,也是众多点源及面源污染的最终受纳环境。相较于西方国家,我国人口基数大、经济增长迅猛,每年向环境中排放的污染物的种类和量也随之居高不下,而南方地区是我国当前人口密度最大、人地矛盾突出的敏感区域,两大水系——长江和珠江水系都分布在近六亿人口居住的该密集区,其水环境质量与人们的健康及生活状况密切相关。已有研究表明我国部分河流受到外源污染物,特别是内分泌干扰物的严重污染,但此类研究多集中在受生活污水和工业污水影响的支流河涌,我国大型流域如长江和东江流域地表水和沉积物还缺乏系统的毒性特征分析。综上所述,有必要结合污染物化学分析和生物毒性检测,对我国典型流域水环境质量进行综合分析和评估。为此,本文选择长江和东江流域地表水及沉积物为研究对象,以环境激素效应和遗传毒性效应为评价指标,通过离体生物测试从广度上调查和评估流域环境污染现状,采用效应导向分析从深度上探索生物毒害效应的关键致毒因子,并结合污染物化学监测数据,进行生态风险评估。主要研究结果如下:（1）长江和东江流域地表水和沉积物丰水期和枯水期的环境激素效应分析结果表明:长江流域雌激素效应污染最为普遍,在地表水和沉积物中检出率均超过50%,地表水和沉积物的最高浓度分别为2.05 ng/L雌二醇当量浓度（EEQ）和0.43 ng EEQ/g。雄激素效应、抗雌激素效应和抗雄激素效应在地表水和沉积物中的检出率均低于雌激素效应,从总检出率来看:抗雄激素效应>雄激素效应≈抗雌激素效应,三种激素效应在地表水中最大检出浓度分别为144μg/L他莫西芬当量浓度（FEQ）、37.9 ng/L二氢睾酮当量浓度（DEQ）和103μg/L氟他胺当量浓度（TEQ）,在沉积物中分别为53.6μg FEQ/g、12.0 ng DEQ/g和51.5μg TEQ/g。环境激素效应的浓度分布在地表水中均呈现季节性的差异,雌激素效应的区域性高值点位分布在武汉段、鄱阳湖口和芜湖-南京段,其它三种激素效应没有明显的高污染区域。相关性分析表明,四种环境激素效应污染特征与人口规模、有机质、氨氮含量等呈现一定相关性,说明环境激素效应与人类活动排放密切相关。风险评估结果表明,雌激素效应仅在鄱阳湖口点位具有高风险,其它区域为中等风险,雄激素效应无高风险区域。东江流域结果同样显示雌激素效应污染最为显着,在地表水和沉积物中检出率均超过65%,地表水和沉积物的效应浓度范围分别为ND-136 ng EEQ/L和ND-8.23 ng EEQ/g,抗雄激素效应的检出率次之。抗雄激素效应、雄激素效应和抗雌激素效应在地表水中平均检出浓度分别为140μg FEQ/L、2.87 ng DEQ/L和11.8μg TEQ/L,在沉积物中分别为48.8μg FEQ/g、ND和17.4μg TEQ/g。环境激素效应的浓度在地表水和沉积物中呈现一定的季节性差异和河流分布差异,东江支流石马河和淡水河的总体污染水平较为严重,多数点位处于雌激素效应高风险水平。（2）通过重组酵母-雌激素效应试验和效应导向分析,结合目标化合物的定量和未知化合物的定性分析,对东江流域下游的雌激素主要贡献化合物展开调查分析。结果表明,枯水期地表水,多数点位的雌激素效应强于丰水期,东江支流石马河和淡水河多数点位处于高污染风险水平,而东江支流西枝江和东江干流风险较低。枯水期地表水和胆汁样品的HPLC馏分中具有雌激素活性的物质多为极性或中等极性组分。七种常见的雌激素化合物（雌二醇、雌酮、双酚A、乙炔雌酮、已烯雌酚、壬基酚和辛基酚）的效应贡献只占一部分,而地表水中的多环芳烃、酚类以及萘酚、吲哚、苯甲醛、苯并呋喃及其代谢物等多类物质都可能具有雌激素活性,并能在生物体内（如鱼胆汁）富集和转化,对水生生物产生毒理效应。（3）筛选和纯化了SOS/umu活性菌种,针对不同阶段需要的培养或反应时间以及混合物质的比例进行比较,确定了合适的方法绘制标准曲线和样品的剂量关系曲线。此外,运用IR值和毒性当量浓度两种表征方式分析了东江流域两季地表水和沉积物样品中的直接遗传毒性效应。IR值分析结果表明,地表水中仅枯水期有一个检出阳性,总体检出率为3.6%,多数点位的IR值在1.0左右。沉积物总检出率（15%）高于地表水,其中,丰水期的检出率（25%）比枯水期高出5倍。沉积物两季IR值最高点位均位于观澜镇（S9）,可见该处的风险远高于其它地区。当量浓度分析除检出以上结果外,还可检出部分弱效应的点位,地表水和沉积物的浓度分布分别为ND-0.55μg/L NEQ（4-NQO当量浓度）和ND-0.84μg NEQ/g。研究结果进一步表明,化工企业周边环境和未经妥善治理的地表水和沉积物中容易检出遗传毒性,需引起足够的重视,及时采取有效的防治措施。
郑曦[5]（2010）在《京杭大运河（苏北段）多环芳烃污染特征与释放动力学的研究》文中进行了进一步梳理作为南水北调工程东线的调水通道,京杭大运河（苏北段）的水质对东线整体调水水质的影响是十分巨大的。在调水状态下,水体中的化学平衡将被打破,并产生一系列的化学过程。本论文在江苏省自然科学基金的资助下,于2009年7月-2010年2月采集京杭大运河（苏北段）河水及表层沉积物96个样品,过水湖泊湖水及表层沉积物58个样品,合计共154个样品,对京杭大运河（苏北段）水体中多环芳烃的分布特征、污染程度和底泥中多环芳烃（PAHs）的释放动力学规律进行了系统研究,得出下列研究成果:1.京杭大运河（苏北段）水体底泥与河水中PAHs的平均含量为5239ng/g和5984ng/L,均处于中等污染水平,总有机碳是影响PAHs在不同地段沉积物中分布的主要因素;不同地段水体中PAHs的含量由高到低排列:徐州段>淮安宿迁段>扬州段,微山湖>洪泽湖>骆马湖。丰水季节水体中的PAHs含量大于枯水期,京杭大运河（苏北段）水体中的PAHs将会对调水的水质产生较大的影响。2.通过比值法与主成分因子分析法对京杭大运河（苏北段）水体中PAHs的来源进行解析得知:煤炭、木材的燃烧,机动船的燃油排放以及周边农田作物焚烧等人类活动的影响是苏北大运河（苏北段）多环芳烃的主要来源,煤炭燃烧与炼焦生产的排放对京杭大运河（苏北段）河道中PAHs的影响最大,贡献率达到93%。3.利用沉积物质量基准法（SQGs）和商值法（HQ）对京杭大运河（苏北段）与过水湖泊水体中的PAHs进行了风险评价,结果表明严重的多环芳烃生态风险在京杭大运河（苏北段）中不存在,但淮安宿迁段底泥中DahA、徐州段底泥中Ace、Phe、Ant和DahA的含量均超过ERM值（分别是275ng/g、1187ng/g、1639 ng/g、1228ng/g和340 ng/g）,发生生物毒性效应的概率较高;水体中BaP的含量数倍高于其生态基准值,存在潜在的生态风险。4.不同粒径沉积物中PAHs的含量与粒径大小成正相关,粒径中TOC含量是影响PAHs在不同粒径沉积物中分布的主要因素, TOC和粒径大小呈显着正相关,相关系数r2为0.8749。5.利用自制装置模拟了不同情况下河道底泥中多环芳烃的释放特征,实验结果表明:底泥PAHs的释放有一个快速释放的阶段,随后进入缓慢释放阶段;控制底泥PAHs释放的影响因素按其影响程度大小分别是底泥有机碳含量、扰动、温度、PH值;多次换水清洗可以对水体的PAHs内源污染起到一定的控制作用,但不能根本消除污染沉积物对水质的影响。依据实验结果,建立了底泥中某些单体PAHs向上覆水释放的动力学模型:Cw= [1-Fe-K1t-（1-F）e-K2t]×B（式中B是与底泥中该PAHs的初始含量、两界表面积和水相的体积有关的一个常数）,并得出静止与扰动状态下,不同单体PAHs的K1和K2的值。该论文有图34幅,表55个,参考文献228篇。
何剑钰,王自力,王运香[6]（2001）在《梅州城区生活饮用水放射性水平》文中指出
孙芳,孟爱萍[7]（2000）在《1997、1998年台州市自来水厂水样放射性监测》文中研究指明
孙芳,孟爱萍[8]（2000）在《台州市自来水厂水样放射性监测》文中进行了进一步梳理
二、台州市自来水厂水样放射性监测（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、台州市自来水厂水样放射性监测（论文提纲范文）
（1）给水处理中消毒副产物的控制技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 台州市水资源的概况与特点 |
| 1.1.1 台州市水资源概况 |
| 1.1.2 台州市水资源的特点 |
| 1.1.3 台州市的水质现状 |
| 1.1.4 水资源的合理开发与利用 |
| 1.2 台州市给水处理现状 |
| 1.2.1 台州市常见水处理工艺 |
| 1.2.2 台州市的主要水厂 |
| 1.3 消毒工艺 |
| 1.3.1 综述 |
| 1.3.2 消毒的作用机理 |
| 1.3.3 消毒的影响因素 |
| 1.3.4 常见的消毒工艺 |
| 1.4 国内外消毒副产物的研究现状 |
| 1.4.1 氯消毒副产物的产生 |
| 1.4.2 氯消毒副产物的危害 |
| 1.4.3 氯消毒副产物对居民生活的影响 |
| 1.5 本文研究的主要内容 |
| 第二章 试验器材与方法 |
| 2.1 采样方法 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.3 试验仪器与药剂 |
| 第三章 次氯酸钠消毒系统改造的评价 |
| 3.1 次氯酸钠消毒系统的改造方案 |
| 3.1.1 几种氯消毒剂的效果对比 |
| 3.1.2 次氯酸钠的基本性质 |
| 3.1.3 次氯酸钠消毒原理 |
| 3.1.4 次氯酸钠投加方案的确定 |
| 3.1.5 次氯酸钠储存方案的确定 |
| 3.1.6 消毒系统改造总体方案 |
| 3.2 改造前后主要评价指标的对比分析 |
| 3.2.1 余氯 |
| 3.2.2 浊度 |
| 3.2.3 三氯甲烷 |
| 3.2.4 四氯化碳 |
| 3.2.5 常规指标平均值对比 |
| 3.2.6 消毒系统改造技术评价 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 改造前后运行成本分析 |
| 4.1 消毒系统成本的计算方法 |
| 4.2 液氯消毒成本计算 |
| 4.3 次氯酸钠溶液消毒成本 |
| 4.4 改造前后成本对比分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论和展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读学位期间获得的学术成果 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 学位论文数据集 |
（2）电化学氧化法应用于燃煤电厂高盐氨氮废水处理的研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 火力发电在电力行业的主导地位 |
| 1.1.2 燃煤电厂的环境治理概况 |
| 1.2 燃煤电厂氨氮废水的来源 |
| 1.2.1 脱硫废水中携带氨氮 |
| 1.2.2 精处理再生废水中携带氨氮 |
| 1.3 工业废水氨氮去除技术 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.3.4 物化法 |
| 1.4 电化学法处理废水技术 |
| 1.4.1 电化学法处理废水的试验研究 |
| 1.4.2 电化学法处理废水的工业应用 |
| 1.5 本文研究的目的及内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 某燃煤电厂的水平衡研究 |
| 2.1 水平衡研究的意义及方法 |
| 2.2 取水及用水情况分析 |
| 2.2.1 原水取水情况 |
| 2.2.2 工业水系统 |
| 2.2.3 锅炉补给水系统 |
| 2.2.4 脱硫用水系统 |
| 2.2.5 灰渣用水系统 |
| 2.2.6 输煤用水系统 |
| 2.3 现有废水处理系统评价 |
| 2.3.1 排泥水处理系统 |
| 2.3.2 含油废水处理系统 |
| 2.3.3 生活污水处理系统 |
| 2.3.4 综合废水处理系统 |
| 2.3.5 酸洗废水处理系统 |
| 2.3.6 脱硫废水处理系统 |
| 2.3.7 化学再生废水处理系统 |
| 2.4 氨氮废水水质特性及分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 电化学氧化法处理氨氮废水的研究 |
| 3.1 研究目的 |
| 3.2 试验装置与器材 |
| 3.2.1 试验装置 |
| 3.2.2 试验器材及药品 |
| 3.2.3 试验分析方法 |
| 3.3 试验流程设计 |
| 3.4 试验结果与分析 |
| 3.4.1 电流密度对氨氮降解影响 |
| 3.4.2 停留时间与氨氮降解的关系 |
| 3.4.3 氯根浓度对氨氮降解的影响 |
| 3.4.4 TDS对氨氮降解的影响 |
| 3.4.5 水温对氨氮降解的影响 |
| 3.4.6 系统可处理的最大氨氮质量浓度的探索 |
| 3.4.7 电解去除氨氮的反应机理研究 |
| 3.4.8 电解装置能耗的研究 |
| 3.4.9 电解对氨氮以外的污染物的影响 |
| 3.4.10 电极清洗对氨氮降解的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 电化学工艺与折点加氯工艺的比较 |
| 4.1 对氨氮降解能力的比较 |
| 4.2 工艺特点的比较 |
| 4.3 投资及运行成本的比较 |
| 4.4 环保效益比较 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 电解法处理氨氮废水的工业应用研究 |
| 5.1 工艺技术方案制定需考虑的因素 |
| 5.2 降低氨氮废水总量 |
| 5.2.1 探索脱硫废水减量方案 |
| 5.2.2 探索精处理再生废水的减量方案 |
| 5.3 电解系统设计 |
| 5.4 电解后的废水回用方向研究 |
| 6 结论、创新与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 应用前景与展望 |
| 6.3.1 应用于燃煤电厂氨氮废水处理领域 |
| 6.3.2 解决脱硫添加剂使用后脱硫废水COD高的问题 |
| 6.3.3 替代循环水杀菌剂 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间主要成果 |
（3）我国污染环境罪立法完善研究 ——以司法判决为视角（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 选题意义 |
| 1.2 研究的基本内容和方法 |
| 1.2.1 研究的基本内容 |
| 1.2.2 研究方法 |
| 2 污染环境罪概述 |
| 2.1 污染环境罪的概念和特征 |
| 2.1.1 污染环境罪的概念 |
| 2.1.2 污染环境罪的特征 |
| 2.2 污染环境罪的刑事立法沿革 |
| 2.2.1 《刑法修正案(八)》出台前的立法情况 |
| 2.2.2 《刑法修正案(八)》的重大修改 |
| 2.3 污染环境罪的构成要件 |
| 2.3.1 犯罪主体要件 |
| 2.3.2 犯罪客体要件 |
| 2.3.3 犯罪主观方面要件 |
| 2.3.4 犯罪客观方面要件 |
| 3 污染环境罪判决的分析——以15个典型案例判决为蓝本 |
| 3.1 15个污染环境罪判决的基本情况 |
| 3.2 自由刑适用情况 |
| 3.3 罚金刑适用情况 |
| 3.4 非刑罚处罚措施适用情况 |
| 3.5 单位犯罪处罚的适用情况 |
| 4 司法判决折射出的问题及原因分析 |
| 4.1 司法判决折射出的问题 |
| 4.1.1 自由刑处罚普遍较轻 |
| 4.1.2 犯罪情节相似的案件罚金刑数额差异大 |
| 4.1.3 非刑罚处罚措施适用极少 |
| 4.1.4 单位犯罪处罚方式单一 |
| 4.2 司法判决中存在问题的原因分析 |
| 4.2.1 刑法对自由刑的设置过轻 |
| 4.2.2 采用无限额罚金制导致法官自由裁量权过大 |
| 4.2.3 非刑罚处罚措施立法存在缺陷 |
| 4.2.4 立法对单位犯罪处罚方式规定单一 |
| 5 污染环境罪的立法完善 |
| 5.1 加大污染环境罪自由刑的处罚力度 |
| 5.1.1 提高有期徒刑的立法幅度 |
| 5.1.2 增设无期徒刑 |
| 5.2 采取限额罚金制 |
| 5.3 完善非刑罚处罚措施 |
| 5.3.1 明确非刑罚处罚措施的法律地位 |
| 5.3.2 明确非刑罚处罚措施的适用条件 |
| 5.3.3 扩大非刑罚处罚措施的适用范围 |
| 5.3.4 建立非刑罚处罚措施的配套执行程序 |
| 5.4 增加单位犯罪的处罚方式 |
| 5.4.1 增设没收财产刑 |
| 5.4.2 增设资格刑 |
| 5.4.3 增设非刑罚处罚措施 |
| 结语 |
| 参考文献 |
| 附录A：15个案例的简要案情及裁判结果 |
| 附录B：攻读学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（4）长江及东江流域水体与沉积物的离体生物毒性效应及其生态风险评估（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 中英文对照及缩略表 |
| 第一章 绪论 |
| 第一节 生物毒性效应 |
| 一、污染物毒性效应介绍 |
| 二、活体生物测试 |
| 三、离体生物测试 |
| 第二节 环境激素效应 |
| 一、环境中的内分泌干扰物 |
| 二、环境激素效应 |
| 三、生物测试 |
| 四、研究应用 |
| 第三节 遗传毒性效应 |
| 一、环境中的遗传毒性物质 |
| 二、遗传毒性效应 |
| 三、检测及应用 |
| 第四节 生物效应导向分析 |
| 一、分析原理 |
| 二、研究步骤 |
| 三、应用及发展 |
| 第五节 生态风险评价 |
| 一、发展历程 |
| 二、表征及应用 |
| 第六节 研究意义、思路和内容 |
| 一、研究意义 |
| 二、研究思路和内容 |
| 第二章 研究区域与实验方法 |
| 第一节 研究区域介绍 |
| 一、长江流域 |
| 二、东江流域 |
| 第二节 环境样品的采集和前处理 |
| 一、样品的采集 |
| 二、样品前处理 |
| 第三节 重组基因酵母测试方法 |
| 一、仪器设备及试剂 |
| 二、实验步骤 |
| 三、数据分析 |
| 第四节 SOS/umu试验方法 |
| 一、仪器设备及试剂配制 |
| 二、实验步骤 |
| 三、数据分析 |
| 第五节 效应导向分析 |
| 一、主要仪器和耗材 |
| 二、分馏及鉴别 |
| 第六节 化学分析及质量控制 |
| 一、常规指标分析 |
| 二、雌激素化合物分析 |
| 三、质量保证和质量控制体系 |
| 第三章 南方典型流域地表水和沉积物环境激素效应及其风险评估 |
| 第一节 长江流域环境激素效应及风险评估 |
| 一、四种激素效应的季节分布特征 |
| 二、四种激素效应的空间分布特征 |
| 三、影响因素相关性分析 |
| 四、风险评价 |
| 第二节 东江流域环境激素效应及风险评估 |
| 一、四种激素效应的季节分布特征 |
| 二、四种激素效应的流域分布特征 |
| 三、激素效应与部分雌激素化合物的相关性分析 |
| 四、风险评价 |
| 第三节 讨论 |
| 一、与其它地区的比较 |
| 二、流域污染差异分析 |
| 第四节 小结 |
| 第四章 东江流域环境雌激素效应导向分析 |
| 第一节 原样的雌激素效应分析 |
| 第二节 馏分的雌激素效应分析 |
| 第三节 化合物的检测分析 |
| 一、原样中目标化合物的污染分布 |
| 二、馏分中目标化合物的检出情况 |
| 三、馏分中未知化合物的性质特征 |
| 第四节 讨论 |
| 第五节 小结 |
| 第五章 东江流域地表水和沉积物遗传毒性评估 |
| 第一节 SOS/umu测试方法改进 |
| 第二节 东江流域地表水及沉积物遗传毒性评估 |
| 一、诱导率分析 |
| 二、当量浓度分布 |
| 第三节 讨论 |
| 第四节 小结 |
| 第六章 全文结论、创新之处及研究展望 |
| 第一节 主要结论 |
| 第二节 创新之处 |
| 第三节 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（5）京杭大运河（苏北段）多环芳烃污染特征与释放动力学的研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 图清单 |
| 表清单 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 典型 POPs—多环芳烃类的性质 |
| 1.3 PAHs 研究现状 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 2 京杭大运河（苏北段）样品的采集和测试 |
| 2.1 京杭大运河（苏北段）样品的采集 |
| 2.2 测试仪器与方法 |
| 3 京杭大运河（苏北段）水体中 PAHs 的污染特征研究 |
| 3.1 京杭大运河（苏北段）水体中 PAHs 的分布特征 |
| 3.2 京杭大运河（苏北段）水体中 PAHs 的源解析 |
| 3.3 京杭大运河（苏北段）水体中 PAHs 的风险评价 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 京杭大运河（苏北段）过水湖泊 PAHs 的污染特征研究 |
| 4.1 京杭大运河（苏北段）过水湖泊水体中 PAHs 的分布特征 |
| 4.2 京杭大运河（苏北段）过水湖泊水体中 PAHs 的源解析 |
| 4.3 京杭大运河（苏北段）过水湖泊水体中 PAHs 的风险评价 |
| 4.4 不同过水湖泊对京杭大运河（苏北段）中 PAHs 的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 京杭大运河（苏北段）底泥中 PAHs 释放动力学规律的研究 |
| 5.1 沉积物的选取与处理 |
| 5.2 不同粒径沉积物中6 种 PAHs 的分布特征 |
| 5.3 底泥中 PAHs 释放实验的设计 |
| 5.4 不同因素对底泥中 PAHs 释放的影响 |
| 5.5 释放动力学模型的构建 |
| 5.6 本章小结 |
| 6.结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 工作的展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
四、台州市自来水厂水样放射性监测（论文参考文献）
- [1]给水处理中消毒副产物的控制技术研究[D]. 方超. 浙江工业大学, 2019(02)
- [2]电化学氧化法应用于燃煤电厂高盐氨氮废水处理的研究[D]. 王亮. 浙江大学, 2019(03)
- [3]我国污染环境罪立法完善研究 ——以司法判决为视角[D]. 阳晶晶. 中南林业科技大学, 2016(02)
- [4]长江及东江流域水体与沉积物的离体生物毒性效应及其生态风险评估[D]. 陈晓雯. 中国科学院研究生院(广州地球化学研究所), 2016(11)
- [5]京杭大运河（苏北段）多环芳烃污染特征与释放动力学的研究[D]. 郑曦. 中国矿业大学, 2010(06)
- [6]梅州城区生活饮用水放射性水平[J]. 何剑钰,王自力,王运香. 中国辐射卫生, 2001(04)
- [7]1997、1998年台州市自来水厂水样放射性监测[J]. 孙芳,孟爱萍. 预防医学文献信息, 2000(01)
- [8]台州市自来水厂水样放射性监测[J]. 孙芳,孟爱萍. 环境与健康杂志, 2000(01)