一、P&T-GC-MS测定饮用水中痕量有机污染物（论文文献综述）
李秋萱,刘玲花,王学东,张梦雨[1]（2022）在《地下水中挥发性有机物的样品预处理与分析检测综述》文中提出为了分析和评价地下水中挥发性有机物样品前处理技术及检测方法的优缺点,本文总结近10年相关实验文献,对不同方法的特点和优势进行了分析.结果表明,吹扫捕集法和顶空固相微萃取法是测定挥发性有机物最常用的前处理方法,且具有较高的回收率;质谱检测器的灵敏度高于其他检测器,是检测范围广、灵敏度高的检测器.气相色谱法与气相色谱质谱法是目前较成熟的检测方法,已被广泛应用于水体中挥发性有机物的检测.
王雨芬[2]（2021）在《功能磁性碳纳米复合材料耦合直接电离质谱快速分析食品中抗生素残留的研究》文中认为质谱（Mass spectrometry,MS）分析技术能够获得样品的组成成分、分子质量及含量等信息,具有灵敏度高、分析速度快、高选择性、高准确性等优点,被广泛应用于食品安全、环境监测、刑事技术、生命科学等诸多领域。随着质谱技术不断发展,将其和色谱分离等技术相结合是分析研究领域的一项突破性进展。然而,这些传统分离检测方法具有一定的局限性,其前期样品制备和处理过程比较复杂耗时,限制了质谱技术快速、高通量分析的发展需求。因此,样品直接质谱分析技术是当前急需开展研究的重要课题。常压离子化质谱技术（也简称为直接电离质谱技术）具有无需或仅需简单样品预处理的优势,在常温常压环境下可以快速实现样品甚至是复杂样品的直接分析。然而,利用直接电离质谱技术分析样本中的痕量组分时,不可避免受到基质效应的影响,因此实现高灵敏度、稳定性和准确度仍具有一定的挑战性。近年来,随着各种无机新型功能材料的不断发展,研究人员将其应用到直接电离质谱技术中,能够显着提高直接电离质谱分析检测的能力。特别地,磁性碳纳米复合材料因其具有优异的性能被广泛应用于分析化学领域,在有效富集复杂基质中痕量目标化合物方面显示出巨大的应用潜力。本论文旨在将磁性碳纳米复合材料应用到直接电离质谱分析技术中,实现其在食品安全领域中痕量化合物的快速分析检测。主要工作从以下两个方面阐述:（1）建立磁性多壁碳纳米管复合材料-内部萃取电喷雾电离质谱（Fe3O4-MWCNTs-iEESI-MS/MS）方法快速定量分析饮用水中五种磺胺类抗生素,包括磺胺吡啶、磺胺嘧啶、磺胺甲基嘧啶、磺胺二甲基嘧啶和甲氧苄啶。首先通过水热法制备的Fe3O4-MWCNTs磁性碳纳米复合材料用于水中磺胺类抗生素的快速有效富集,然后使用电喷雾溶剂（甲醇/氨水）对其进行洗脱,同时结合iEESI-MS/MS进行在线检测。该方法分析单个样品的时间小于5 min。在优化的实验条件下,运用Fe3O4-MWCNTs-iEESI-MS/MS对定量分析自来水中抗生素的能力进行了评估,五种抗生素的检出限（LODs）在1.61-2.65 ng L-1之间,回收率为87.6%-107.0%,相对标准偏差（RSDs）≤8.2%。另外,对该方法的精密度和准确度进行了考察,结果显示日间回收率为90.3-105.0%,RSDs≤6.8%,日内回收率为89.7-103.0%,RSDs≤7.3%,均获得了较满意的分析结果。综上可得,Fe3O4-MWCNTs-iEESI-MS/MS具有分析速度快、操作简单、灵敏度高等优点,为饮水安全监测提供了重要参考价值。（2）基于上述研究,建立了磁性多壁碳纳米管复合材料-直接电喷雾电离质谱（Fe3O4-MWCNTs-dESI-MS/MS）技术,快速监测了牛奶中的磺胺嘧啶、磺胺二甲基嘧啶和甲氧苄啶。首先,采用制备的Fe3O4-MWCNTs复合材料捕获未处理牛奶中的待测物。其次,分别用水和乙腈溶剂除去吸附了抗生素的材料上残留的牛奶基质,然后使用优化的电喷雾溶剂对其进行洗脱,最后在3.2 k V的电场的作用下产生电喷雾进行串联质谱分析。在优化的实验条件下,采用此方法对牛奶中的磺胺类抗生素进行了定量分析研究。实验结果可得,该方法的LODs为0.013-0.024μg L-1,RSDs≤8.5%;回收率为83.5%-103.0%,RSDs≤9.3%,具有较低的检测限和较高的回收率等优异的分析性能。综上表明Fe3O4-MWCNTs-dESI-MS/MS能够为快速检测牛奶中痕量SAs提供一种新的快速检测方法。
唐晓妍[3]（2021）在《气相色谱微量进样器固相微萃取功能化及其评价》文中研究说明本文报道了一种固相微萃取功能化气相色谱微量进样器（下文中简称为功能化进样器）。该功能化进样器直接在无存液微量进样器的不锈钢活拴丝上制备萃取涂层,从而实现了萃取功能与进样功能的一体化。首先,截断部分无存液微量进样器针头外管,露出内部不锈钢活拴丝。然后运用恒电位法,在经预处理的不锈钢丝上沉积铂,使铂以菱形片状颗粒均匀地覆盖在不锈钢丝表面。最后,运用循环伏安法,以苯胺为单体在铂颗粒表面聚合得到纤维状的聚苯胺（PANI）萃取涂层。实验优化了沉积铂的电位、循环伏安聚合苯胺的酸介质种类,确定了制备条件。利用毛细管气相色谱,以2,4-二氯苯酚（2,4-DCP）为测试物,采用顶空萃取的方式,从稳定性、制备重现性、富集倍率、线性关系等方面,对功能化进样器性能进行详细评价。利用含有100 mg/L 2,4-DCP、Na Cl浓度为0.25 g/m L和p H=2.2的水样,在搅拌速度为900 rpm、萃取温度为80℃和萃取时间为50 min的条件下,测得的结果如下。将该进样器置于室温环境中存放21天,每天萃取进样1次,所得峰面积的标准偏差为4.2%,表明存放期间涂层未见明显分解;模拟高温对涂层的影响,在解析温度为300℃的条件下,将功能化进样器插入气相色谱进样器内3 h,测得的峰面积为初次使用的90%左右,按每次进样需热解析约1 min计算,估计该进样器至少可使用180次以上。以上结果表明涂层稳定性良好,进样器使用寿命较长。用同批制备的和不同批次制备的功能化进样器萃取进样,所得峰面积的标准偏差分别为5.6%和8.3%（n=3）,表明制备的重现性较好。利用功能化进样器顶空萃取后进样和无存液微量进样器直接液体进样,所得两条标准曲线斜率之比为5.42。标准曲线的线性范围为3.33-666.67 mg/L,相关系数为0.9988,表明线性关系良好。优化了测定甲苯的萃取条件,利用该进样器分别对饮用水中的2,4-DCP和甲苯进行了萃取和气相色谱分析。测得的检出限分别为1.14和0.03 mg/L（S/N=3）。在2,4-DCP和甲苯的浓度分别为100 mg/L和66.00 mg/L水平上,测得的相对标准偏差分别为6.2%和5.2%（n=5）。在三个不同的添加浓度（2,4-DCP的浓度为10 mg/L,100 mg/L和300mg/L;甲苯的浓度为0.44 mg/L,22.00 mg/L和66.00 mg/L）水平上,测得2,4-DCP和甲苯的加标回收率分别为95.0%-107.7%和94.3%-99.9%。
李佳蔚[4]（2020）在《电化学传感器检测水环境中典型痕量有机污染物》文中认为本文建立了水环境中国内检出量较大的痕量抗生素类污染物诺氟沙星（NOR）和典型的痕量嗅味物质土臭素（GSM）的电化学检测方法,同时使用分子结构的分析方法,揭示了目标污染物（以喹诺酮类抗生素中的诺氟沙星、依诺沙星和氧氟沙星为例）与电极界面之间的相互作用,阐明了分子结构对峰值电流、峰值电位影响的机理。具体的研究工作如下:（1）建立了一种基于分子印迹技术的电化学传感器,将按一定比例混合的模板分子与功能单体修饰在电极表面,洗脱后使用间接方法定量检测水中土臭素的浓度。通过优化扫描速率、洗脱液种类、富集时间等参数,构建了一种易于制备且检测限低的新型传感器,可以在实际水环境中有效检测GSM。通过实验后发现,土臭素（GSM）的检测范围是5-200 ng/L,修饰后电极性能良好。最低检出限为5 ng/L。该方法可用于在水环境中快速检测GSM。（2）利用电化学氧化刻蚀（ECP）的方法修饰电极,用于检测水中的诺氟沙星（NOR）。通过改变负载在电极两端的电压以改善电极的电化学活性。优化了扫描速率、加在电极两端电压的大小以及温浴时间等,在传感器的性能状态达到最佳时,该电极对诺氟沙星浓度的检出限为1×10-7 mol L-1,检出范围为5×10-7-1×10-4 mol L-1。（3）基于玻璃碳电极（GCE）对氧氟沙星（OFL）、诺氟沙星（NOR）、依诺沙星（ENX）的检测结果,运用基于量子化学的分子结构分析方法,通过分析污染物被氧化官能团的电负性强弱、非氧化官能团被电催化的难易程度,阐明了分子结构对峰值电流、峰值电位影响的机理。该研究成果为依据目标污染物的分子结构,快速选择合适电化学窗口的电极检测水环境中痕量有机污染物（例如抗生素）提供理论支持。
何靖[5]（2019）在《改性无烟煤去除水中痕量有机污染物的性能及机理》文中提出痕量有机污染物（Trace Organic Contaminants,TrOCs）具有含量低、难降解、毒性大、生物富集等特点。近年来,全球范围内在不同水体中都有不同浓度的TrOCs被检出,引起了各国研究者和环境监管部门的关注。由于TrOCs在水体中属于痕微量级,常规饮用水处理很难将其有效去除,并且经过消毒处理后的副产物可能比母体物质具有更大的危害,因此,如何有效地去除饮用水中的TrOCs是亟待解决的问题。过滤作为常规饮用水处理的重要流程,在饮用水处理工艺中起着至关重要的作用,在污水的深度处理方面也得到了广泛的应用。无烟煤滤料因具有良好的化学稳定性,较大的机械强度,以及价格便宜等优点,广泛地应用于滤池和滤罐中。本文选择双酚A（BPA）、雌酮（E1）、17α-乙炔基雌二醇（EE2）、磺胺甲恶唑（SMX）、磺胺二甲基嘧啶（SMZ）和氯霉素（CAP）等六种常被报道的TrOCs作为目标物质,研究了无烟煤及改性无烟煤对TrOCs的去除性能,以期以无烟煤为基材在滤料截留颗粒物的同时能够吸附去除水中的TrOCs。论文首先建立了固相萃取—高效液相色谱（HPLC）富集和检测目标TrOCs的有效方法:Waters Oasis HLB固相萃取小柱能有效回收水样中的目标TrOCs;HPLC检测条件为:SB-C18色谱柱（5μm,150×4.6mm）;流动相流速为1.0 mL min-1;进样量为10μL;柱温为30oC;UV检测波长为230 nm;检测单一目标物时,流动相为100%甲醇;检测BPA-EE2混合物时,流动相为乙腈和水（1:1,v/v）。通过扫描电镜、比表面积与孔径分析、X射线能谱、X射线衍射、红外光谱、表面官能团测定和热分析等测试手段,对无烟煤的物理化学性质和结构特征进行了全面的分析,并对无烟煤颗粒进行了KOH和H2SO4溶液浸泡改性,以及高温还原改性。无烟煤是表面结构和化学成分都不均一的混合材料。无烟煤以中孔为主,并含有多种无机矿物和表面官能团。无烟煤经过较低浓度的KOH和H2SO4溶液(0.56 mol L-1)改性后,比表面积和孔径增大。当KOH溶液浓度高于8 mol L-1时,无烟煤结构坍塌,比表面积和孔径减小。当H2SO4溶液浓度高于9 mol L-1时,无烟煤的比表面积和孔径变化不大,但浓硫酸会对无烟煤形成二次改性,比表面积和孔径均增大。无烟煤经过KOH改性后,酸性基团数量减小,碱性基团数量增加;经过H2SO4改性后,酸性基团数量增加,碱性基团数量减少,甚至未检出。无烟煤经过高温还原改性后（400℃和600℃,N2环境）,表面出现了断裂,微孔及内酯基数量增加,其他官能团均减少。KOH改性无烟煤对BPA、E1、EE2和CAP的去除效果最好,H2SO4改性无烟煤对SMX和SMZ的去除效果最好,去除能力均有很大的提升。高温改性无烟煤对六种TrOCs的去除效果均差于原料无烟煤。不同浓度KOH和H2SO4改性无烟煤对TrOCs的去除率变化趋势很相近,与改性无烟煤的比表面积、官能团和灰分含量的变化规律相似。经静态吸附实验表明,原料无烟煤及4K-无烟煤(4 mol L-1 KOH改性无烟煤)对EE2和BPA的吸附是发生在非均相体系中的单层化学吸附。在相同条件下,4K-无烟煤对EE2和BPA的吸附量均明显大于原料无烟煤,约为1.662.38倍。在pH=7时,配体交换,氢键和π-π键同时存在于无烟煤对EE2的吸附中;无烟煤对BPA的吸附主要是π-π键的作用。在pH=3时,无烟煤表面被酸化而带正电荷,为EE2和BPA的吸附提供了更多的活性位点。在pH=12时,π-π键是无烟煤吸附EE2和BPA的主要机理,静电斥力导致了无烟煤对EE2和BPA吸附量的减少。在EE2-BPA双组分系统中,BPA具有十分明显的竞争吸附优势,BPA分子与无烟煤表面形成π-π键,优先占据活性位点,导致无烟煤对EE2的吸附量明显减少。无烟煤表面的位点能量分布不均一,不均匀度为2.348.99 kJ mol-1,高能位点的数量有限。随着温度的升高（288308 K）,无烟煤表面位点的能量升高,平均值由4.0811.59 kJ mol-1增大至7.4214.56 kJ mol-1,活性位点的总量增多。根据位点能量分布曲线分析,4K-无烟煤的活性位点明显多于原料无烟煤,高能位点和低能位点的增多致使EE2/BPA在4K-无烟煤表面的吸附量远远大于原料无烟煤。EE2分子的一端吸附于无烟煤表面,BPA分子平行吸附于无烟煤表面,占据多个位点。在EE2-BPA双组分系统中,体积较小的BPA分子更容易进入孔隙,占据活性位点,形成能量较高的π-π键,阻碍了EE2分子在无烟煤表面的吸附。本文动态吸附实验研究表明,无烟煤滤柱动态截留EE2是通过物理截留和化学吸附共同作用的结果,穿透曲线分为三个过程:Ⅰ、过滤初期,滤柱上层物理截留量快速增大;Ⅱ、截留在上层的EE2脱落,被下层截留;Ⅲ、系统平衡,EE2由上至下,被各层滤料所截留,穿透曲线逐渐上升。Bohart–Adams动态吸附模型能够很好地拟合无烟煤滤柱截留EE2稳定后的数据（R2>0.918）。根据模型参数,4K-无烟煤滤柱中不同层高的单位质量无烟煤对EE2的吸附容量是原料无烟煤滤柱的1.23.5倍,4K-无烟煤滤柱的穿透时间是原料无烟煤滤柱的1.32.0倍。当使用无烟煤（改性无烟煤）作为滤池（滤柱）滤料,吸附截留水中溶解性有机物（例如TrOCs）时,宜采用较慢的过滤速度,有利于发挥其物理截留和化学吸附的双重功能,也有利于保证过滤系统和出水水质的稳定,延长填料的使用寿命。
许韡,王丹侠[6]（2017）在《高效液相色谱与液相-质谱联用在水质检测中的应用》文中提出该文综述了高效液相色谱（HPLC）与质谱（MS）的原理特点,反相高效液相色谱常用流动相、固定相的特点以及常用检测器的种类及近年来高效液相色谱与液相-质谱联用技术在水中农药残留和抗生素、工业污染物、生物性毒素、元素类污染物检测中的应用,列举出目前各研究的主要前处理方法、色谱与质谱条件、检测灵敏度、准确度与精密度等信息;指出高效液相色谱与质谱联用在使定性更准确的同时可在一定程度上提高检测的灵敏度,仅用高效液相色谱在对水中痕量物质的检测中更依赖于固相萃取、固相微萃取、液-液萃取等前处理手段富集待测物;展望了高效液相色谱作为一种分离手段与其他仪器作为一种检测器联用的应用前景。
刘凌炜[7]（2016）在《曝气吹脱处理饮用水典型致嗅物质的应用研究》文中提出饮用水水质安全日益受到人们的重视。常规水处理工艺不能有效地去除水体中以土臭素（GSM）和二甲基异莰醇（2-MIB）为代表的典型致嗅物质。本文以土臭素（GSM）和二甲基异莰醇（2-MIB）为研究对象,系统开展了曝气吹脱去除饮用水中典型致嗅物质的静态和动态试验,取得主要研究结果如下:（1）确定了最佳的吹扫捕集条件:样品吹扫温度为60℃、吹扫时间为11min、捕集阱的温度为20℃、传输管线温度为125℃;利用气相色谱质谱联用仪（GC/MS）得出2-MIB的特征离子为95和107,保留时间为10.8min;GSM的特征离子为112和125,保留时间为13.9min。（2）研究了静止和扰动条件下GSM和2-MIB的挥发去除特性。典型致嗅物质的挥发过程可用一级动力学方程表征,挥发速率常数与两相接触面积A、亨利常数H、环境温度T、速度梯度G等条件有关。自然挥发的去除效果有限。（3）研究了气源、曝气量、水质、初始浓度和温度对曝气吹脱致嗅物质效果的影响,发现温度和曝气量对曝气吹脱效果有较大影响。在相同气水比不同曝气量条件下,小气量时的去除率略大于大气量的去除率;25℃条件下GSM和2-MIB的去除率分别是5℃的1.7倍和2.5倍。（4）分析了不同曝气条件下,深水中GSM和2-MIB浓度的时空分布特性。在一级动力学方程的基础上建立了深水曝气吹脱动力学模型,并利用阿伦尼乌斯公式对曝气吹脱系数进行了温度修正。模型预测值与实验实测值间的误差在10%范围内;曝气头的最佳淹没水深约为1.2m。
刘玉灿[8]（2016）在《水中农药检测、农药光氧化降解及对消毒副产物生成势的影响研究》文中研究指明饮用水中农药和消毒副产物（DBPs）的浓度通常较低（μg/L至ng/L）,但却会对人体健康产生潜在危害。因此,建立快速、准确、成本较低的检测方法是饮用水水质管理领域的重要研究课题之一。本文第一部分选择了对饮用水水质安全有较大威胁的挥发性消毒副产物和农药作为研究对象,使用气相色谱-电子轰击源-串联四极杆质谱联用仪（GC-EI-MS/MS）和超高效液相色谱-电喷雾离子源-串联四极杆质谱联用仪（UPLC-ESI-MS/MS）,研究建立了快速检测这些物质的方法。有机磷农药和有机氯农药在原水中常被检出,且常规饮用水处理工艺对二者的去除效率很低。部分农药可在氯化处理过程中被氧化降解,但可能生成毒性更强的氧化产物,而且氯还会与农药及其降解产物反应生成DBPs。有研究表明,UV光氧化法能有效降解水中微污染物。但不同光氧化工艺中农药的降解途径及对后续氯化过程中的影响有待系统研究。本文第二部分以二嗪磷和阿特拉津分别作为研究对象,系统地研究了不同工艺类型及反应条件对其UV光氧化降解动力学、降解产物生成及对后续氯化过程中溶液耗氯量和DBPs生成量的影响规律与机理。本研究得到的主要成果如下:（1）使用液液萃取（LLE）预处理及GC-EI-MS/MS在多级监测（MRM）模式下,研究开发了水中13种挥发性消毒副产物（THMs、HANs、HKs和CHP等）的检测方法。通过系统研究,优化了色谱和质谱运行参数,确定了13种分析物在MRM模式下的前级离子、产物离子及最优的碰撞能量,分析了LLE过程中硫酸钠加入量对分析物萃取效率的影响规律并确定了最优加入量。基于上述研究,建立了水中13种挥发性消毒副产物的标准曲线（0.05～100μg/L,r2=0.9985～0.9997）,方法的精密度（RSD≤10.85%）、准确度（回收率为81.6～126.1%）和灵敏度（LODs=0.003～0.014μg/L）均能达到或优于US EPA方法551、551.1及现有的ECD检测方法,且开发的方法具有较短的检测运行时间和较好的色谱分离效果。（2）研究确定了采用液相色谱串联四极杆质谱直接进样技术测定水中农药时检测信号丢失的原因,提出了一种有效消除此影响的预处理方法。在此基础上建立了水中15种常见农药的快速检测方法。研究发现,使用UPLC-ESI-MS/MS测定15种农药混合标准水溶液时,后洗脱出的农药,其线性和重现性均较差,且浓度越低时的检测效果越差。研究表明,向水样中加入甲醇可改变溶液的极性及有机物与接触面之间的范德华力,减弱检测系统中由表面吸附作用所造成的农药损失。在此基础上,本研究采用标准添加法系统地研究了水样中甲醇添加量对农药检测效果的影响。结果表明:甲醇的加入能有效缓解或消除吸附效应对农药混合标准溶液中农药检测的影响;向实际水样（TSW）中添加一定比例的甲醇,不仅能减小或消除吸附效应对色谱保留时间较大农药的检测影响,而且还能有效缓解色谱保留时间较小的农药受样品基质效应影响所导致的检测信号抑制。基于研究结果,以TSW作为空白基质并添加30%甲醇,建立了标准曲线（0.05～10μg/L）,该方法在未富集处理条件下即具有较高的灵敏度（LODs=0.003～0.028μg/L）,同时具有良好的精密度（RSD=1.4～10.7%）和准确度（回收率为76.9～126.7%）,能够满足水样中15种农药的快速检测要求。（3）系统地研究了UV光氧化工艺中光照时间、溶液p H和H2O2加入量对二嗪磷降解动力学、降解产物生成、降解途径及对氯化消毒副产物生成势（DBPFP）的影响规律。结果表明,单独UV工艺中,二嗪磷的降解符合准一级反应动力学,其在中性和碱性条件下的降解速率基本相同,但略高于酸性条件下的降解速率,离解形态差异所导致的光谱吸收性能或光量子产率差异是p H影响二嗪磷降解速率的直接原因;p H还能显着地影响二嗪磷光解产物的种类（p H=4.0、7.0和10.0时,分别检出了5、8和6种主要产物）及生成量。二嗪磷在UV/H2O2工艺中的降解速率高于单独UV工艺,且随H2O2加入量的增加而增大;同一产物的生成量及随光照时间的变化趋势也因H2O2加入量而异,但H2O2加入量未改变降解产物的种类（均为6种）。结合产物鉴定结果及生成规律,本研究提出了二嗪磷在UV和UV/H2O2工艺中的可能降解途径,主要反应类型为:二乙基硫代磷酸基团/二乙基磷酸基团从嘧啶环上的断裂、嘧啶环的断裂开环、异丙基及硫代磷酸基团中P=S键的氧化。此外,本研究对光氧化处理后的二嗪磷溶液进行了氯化处理,发现溶液中有6种DBPs（MCAA、DCAA、TCAA、TCM、DCAN和1,1,1-TCP）生成。光氧化过程中的溶液p H和H2O2加入量均对DBPs生成量存在较大影响,光照初期的DBPs生成量随光照时间的增加而显着增大。由DBPFP试验得知,二嗪磷的降解产物IMP及其二级降解产物为DBPs的主要前驱物,UV/H2O2工艺中生成的二嗪磷氧同系物可与氯反应生成HAAs。（4）研究了UV光氧化反应条件和工艺类型对阿特拉津降解动力学、产物生成、降解途径及对后续氯化过程中DBPFP的影响规律与机理。采用光氧化法处理低浓度阿特拉津溶液时,结果表明:阿特拉津在不同光氧化工艺中的降解均符合准一级反应动力学;单独UV工艺中,阿特拉津的降解速率(kobs)随其初始浓度的增大而降低,但受溶液p H的影响较小;UV/H2O2工艺中,kobs随H2O2加入量的增加呈现出先增大后降低的变化趋势;UV/Ti O2工艺中的kobs低于单独UV工艺,并随Ti O2浓度的增加而持续减小。高浓度阿特拉津在光氧化工艺中的kobs明显小于低浓度时的kobs,且溶液p H、H2O2加入量和Ti O2加入量对两种浓度条件下阿特拉津降解速率的影响也存在较大差异。基于MS和MS/MS信息,本研究鉴别出了阿特拉津在四种不同光氧化工艺（UV、UV/H2O2、UV/Ti O2和UV/H2O2/Ti O2）中的降解产物,并分别对其进行了定量分析。研究结果表明:溶液p H和光氧化工艺类型均会显着地影响降解产物的种类、生成量及变化趋势;H2O2和Ti O2浓度仅对产物生成量存在影响,但未改变产物种类。基于研究结果,本文提出了阿特拉津在不同光氧化工艺及不同p H条件下的降解途径。此外,研究发现,光氧化预处理会增大阿特拉津溶液的耗氯量和氯化DBPs生成量,其影响大小因光氧化工艺类型、氧化剂或催化剂浓度和p H而异。光氧化预处理后的阿特拉津溶液经氯化处理后共生成了5种DBPs（DCAA、TCAA、TCM、CHP和1,1,1-TCP）,预处理过程中低的溶液p H和高的H2O2或Ti O2加入量能显着地增大阿特拉津溶液的DBPFP。
姜洋,房丽萍,杨刚,王伟,陈咏梅,田文[9]（2015）在《水体中挥发性有机物分析方法研究进展》文中研究说明本文主要对水中挥发性有机物分析的研究进展做了较全面的介绍,简述了近年来样品的采集与保存技术、前处理方法及分析测试技术.对采集后的样品进行前处理的方法主要有吹扫捕集法、顶空固相微萃取法、液相微萃取法、动态针捕集阱等;分析测试技术主要有气相色谱法、气相色谱质谱法、质子转移反应质谱法等,对比了每种方法的优缺点,并展望未来分析检测技术的发展方向,为准确快速测定水中挥发性有机物提供参考.
杨永安,张凯,唐红军,余全智,蒋红斌[10]（2014）在《水环境中挥发性有机物的监测方法》文中认为挥发性有机物具有种类多、含量少以及毒性大等特点,已成为我国水质监测优先控制污染物。本文叙述了近年来水中挥发性有机物在环境监测中的研究现状,主要介绍了4种预处理技术和两种分析方法,同时简单介绍了水环境中挥发性有机物的发展方向。
二、P&T-GC-MS测定饮用水中痕量有机污染物（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、P&T-GC-MS测定饮用水中痕量有机污染物（论文提纲范文）
（1）地下水中挥发性有机物的样品预处理与分析检测综述（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 样品的采集与储存 |
| 2 样品前处理 |
| 2.1 DAI法 |
| 2.2 HS法 |
| 2.3 P&T法 |
| 2.4 LPME法 |
| 2.5 SPME法 |
| 3 检测方法 |
| 3.1 GC |
| 3.2 GC-MS |
| 4 结束语 |
（2）功能磁性碳纳米复合材料耦合直接电离质谱快速分析食品中抗生素残留的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 磺胺类抗生素概述 |
| 1.1.1 磺胺类抗生素简介 |
| 1.1.2 磺胺类抗生素的使用及残留情况 |
| 1.1.3 磺胺类抗生素的危害 |
| 1.2 传统分析磺胺类抗生素残留方法概述 |
| 1.2.1 色谱法 |
| 1.2.2 色谱-质谱联用法 |
| 1.2.3 其他检测方法 |
| 1.3 直接电离质谱技术 |
| 1.3.1 基于电喷雾的离子化技术 |
| 1.3.2 基于等离子体的离子化技术 |
| 1.3.3 基于激光剥蚀的离子化技术 |
| 1.3.4 基于热、振动等的离子化技术 |
| 1.4 功能材料用于直接电离质谱技术 |
| 1.5 本课题的主要研究内容及意义 |
| 第二章 Fe_3O_4-MWCNTs-iEESI-MS/MS在线快速定量分析自来水及饮用水中的磺胺类抗生素 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂 |
| 2.2.2 水样采集与制备 |
| 2.2.3 Fe_3O_4-MWCNTs纳米复合材料的制备 |
| 2.2.4 iEESI-MS/MS的质谱参数 |
| 2.2.5 Fe_3O_4-MWCNTs-iEESI-MS/MS分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Fe_3O_4-MWCNTs复合材料的表征 |
| 2.3.2 Fe_3O_4-MWCNTs-iEESI-MS/MS定性分析水中SAs |
| 2.3.3 Fe_3O_4-MWCNTs-iEESI-MS/MS实验条件的优化 |
| 2.3.4 Fe_3O_4-MWCNTs-iEESI-MS/MS定量分析水中SAs |
| 2.3.5 Fe_3O_4-MWCNTs-iEESI-MS/MS的分析性能 |
| 2.3.6 Fe_3O_4-MWCNTs-iEESI-MS/MS分析实际水样的研究 |
| 2.3.7 Fe_3O_4-MWCNTs-iEESI-MS/MS和其他方法对比研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 Fe_3O_4-MWCNTs-dESI-MS/MS快速定量分析牛奶中磺胺类抗生素研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂 |
| 3.2.2 Fe_3O_4-MWCNTs纳米复合材料的制备 |
| 3.2.3 样品制备 |
| 3.2.4 dESI-MS/MS的质谱参数 |
| 3.2.5 Fe_3O_4-MWCNTs-dESI-MS/MS分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Fe_3O_4-MWCNTs-dESI-MS/MS定性分析牛奶中SAs |
| 3.3.2 Fe_3O_4-MWCNTs-dESI-MS/MS实验条件的优化 |
| 3.3.3 Fe_3O_4-MWCNTs-dESI-MS/MS快速定量分析牛奶中SAs的研究 |
| 3.3.4 Fe_3O_4-MWCNTs-dESI-MS/MS方法的分析性能 |
| 3.3.5 Fe_3O_4-MWCNTs-dESI-MS/MS和其他方法对比研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简历及硕士期间的科研成果 |
| 致谢 |
（3）气相色谱微量进样器固相微萃取功能化及其评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 气相色谱法 |
| 1.2 微量进样器 |
| 1.2.1 无存液微量进样器 |
| 1.2.2 有存液微量进样器 |
| 1.2.3 气密性微量进样器 |
| 1.3 固相微萃取 |
| 1.3.1 固相微萃取定量基础 |
| 1.3.2 固相微萃取方式 |
| 1.3.3 固相微萃取涂层选择 |
| 1.4 前景展望 |
| 1.5 本论文工作 |
| 2 功能化进样器的制作 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 仪器 |
| 2.2.2 试剂与材料 |
| 2.2.3 2,4-DCP标准溶液的配制 |
| 2.2.4 不锈钢活栓丝的预处理 |
| 2.2.5 恒电位沉积铂 |
| 2.2.6 循环伏安法聚合苯胺 |
| 2.3 实验条件的选择 |
| 2.3.1 恒电位沉积铂运行电位的选择 |
| 2.3.2 循环伏安聚合苯胺无机酸介质的选择 |
| 2.4 小结 |
| 3 功能化进样器的评价 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 仪器 |
| 3.2.2 试剂与材料 |
| 3.3 实验条件的选择 |
| 3.3.1 毛细管柱温的选择 |
| 3.3.2 载气流速的选择 |
| 3.3.3 萃取时间的选择 |
| 3.3.4 萃取温度的选择 |
| 3.3.5 搅拌速度的选择 |
| 3.3.6 水样盐浓度的选择 |
| 3.4 进样器的评价 |
| 3.4.1 稳定性 |
| 3.4.2 线性范围及检出限与精密度 |
| 3.4.3 富集倍率 |
| 3.4.4 重现性 |
| 3.4.5 富集前后色谱图比较 |
| 3.5 小结 |
| 4 功能化进样器的应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 仪器 |
| 4.2.2 试剂与材料 |
| 4.2.3 甲苯标准溶液的配制 |
| 4.3 饮用水中2,4-DCP和甲苯含量的测定 |
| 4.3.1 饮用水中2,4-DCP含量的测定 |
| 4.3.2 饮用水中甲苯含量的测定 |
| 4.4 小结 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 附录 常用缩写英汉对照 |
| 致谢 |
（4）电化学传感器检测水环境中典型痕量有机污染物（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 水环境中痕量有机污染物的来源及环境行为 |
| 1.3 水源中土霉味物质的概述 |
| 1.3.1 水源中土霉味物质的组成及性质 |
| 1.3.2 土臭素的污染现状及危害 |
| 1.3.3 水环境中土臭素的检测技术 |
| 1.4 水源中喹诺酮类抗生素概述 |
| 1.4.1 喹诺酮类抗生素的组成及性质 |
| 1.4.2 诺氟沙星、依诺沙星和氧氟沙星的污染现状及危害 |
| 1.4.3 诺氟沙星的检测方法 |
| 1.5 电化学传感器 |
| 1.6 研究的目的及意义 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第2章 饮用水源中土臭素的电化学检测方法研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2.2 分子印迹法制备电极 |
| 2.2.3 实际样品的处理 |
| 2.2.4 检测过程 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同修饰电极的表征 |
| 2.3.2 GSM在不同修饰电极上的电化学行为 |
| 2.3.3 实验条件的优化 |
| 2.3.4 线性范围与检出限 |
| 2.3.5 不同离子对MIP/GCE传感器的影响 |
| 2.3.6 实际水样的检测 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 电化学氧化刻蚀法修饰电极检测诺氟沙星 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂和仪器 |
| 3.2.2 修饰电极的制备 |
| 3.2.3 实验过程 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 GCE、ECP/GCE检测NOR |
| 3.3.2 实验条件的优化 |
| 3.3.3 线性范围与检出限 |
| 3.3.4 不同离子对ECP/GCE传感器的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 分子结构对喹诺酮类抗生素峰电流、峰电位影响的机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂和仪器 |
| 4.2.2 实验流程 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同分子结构的污染物的电化学行为 |
| 4.3.2 污染物特性 |
| 4.3.3 OFL、NOR和 ENX与电极间相互作用的机理解释 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（5）改性无烟煤去除水中痕量有机污染物的性能及机理（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 水体中TrOCs的来源及危害 |
| 1.1.1 水体中TrOCs的来源 |
| 1.1.2 水体中TrOCs的危害 |
| 1.2 水体中典型TrOCs的污染现状 |
| 1.2.1 环境内分泌干扰物的污染现状 |
| 1.2.2 抗生素类药物的污染现状 |
| 1.3 饮用水中TrOCs的降解去除技术 |
| 1.3.1 常规工艺及其局限性 |
| 1.3.2 预处理强化常规工艺技术 |
| 1.3.3 强化混凝与沉淀技术 |
| 1.3.4 强化过滤技术 |
| 1.3.5 深度处理技术 |
| 1.4 吸附过滤材料改性的研究现状 |
| 1.4.1 改性方法的研究现状 |
| 1.4.2 改性无烟煤的研究现状 |
| 1.5 论文的研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容和思路 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 痕量有机污染物的分析检测方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 水样中TrOCs的分析检测方法研究进展 |
| 2.2.1 样品的前处理技术 |
| 2.2.2 仪器检测技术 |
| 2.3 本文分析检测方法的建立 |
| 2.3.1 标准品和试剂 |
| 2.3.2 固相萃取富集 |
| 2.3.3 高效液相色谱检测 |
| 2.3.4 准确性评估 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 无烟煤及改性无烟煤的表面特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 无烟煤的表面特性 |
| 3.2.1 扫描电子显微镜 |
| 3.2.2 比表面积与孔径分布 |
| 3.2.3 X射线能谱 |
| 3.2.4 X射线衍射 |
| 3.2.5 傅立叶变换红外光谱 |
| 3.2.6 表面官能团含量 |
| 3.2.7 热分析 |
| 3.3 无烟煤的分子结构 |
| 3.4 无烟煤的改性 |
| 3.4.1 无烟煤的改性方法 |
| 3.4.2 无烟煤的改性工艺 |
| 3.5 改性无烟煤的表面特性 |
| 3.5.1 扫描电子显微镜 |
| 3.5.2 比表面积与孔径分布 |
| 3.5.3 表面官能团含量 |
| 3.5.4 灰分含量 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 改性方法与工艺对无烟煤去除TrOCs的影响研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 材料与试剂 |
| 4.2.2 试验方法 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 改性方法对无烟煤去除TrOCs的影响 |
| 4.3.2 改性工艺对无烟煤去除TrOCs的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 改性无烟煤对EE2和BPA的静态吸附特性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 材料与试剂 |
| 5.2.2 试验方法 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 吸附动力学 |
| 5.3.2 吸附等温线 |
| 5.3.3 吸附热力学 |
| 5.3.4 竞争吸附 |
| 5.3.5 吸附机理分析 |
| 5.3.6 离子强度影响 |
| 5.3.7 解吸再生 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 吸附位点能量分布模型及其对吸附机理的分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 位点能量分布模型 |
| 6.2.1 位点能量分布模型的发展 |
| 6.2.2 位点能量分布图 |
| 6.2.3 位点能量分布模型在吸附研究中的应用 |
| 6.3 改性无烟煤吸附EE2和BPA位点能量分布模型及机理分析应用 |
| 6.3.1 基于Langmuir-Freundlich模型的位点能量分布模型 |
| 6.3.2 单组分系统中改性无烟煤吸附EE2和BPA的机理 |
| 6.3.3 双组分系统中改性无烟煤吸附EE2和BPA的机理 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 改性无烟煤动态吸附EE2 的特性研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料和方法 |
| 7.2.1 材料与设备 |
| 7.2.2 实验配水 |
| 7.2.3 实验方案 |
| 7.3 动态吸附模型 |
| 7.3.1 常用动态吸附模型比较 |
| 7.3.2 固定床吸附模型的建立 |
| 7.4 结果与讨论 |
| 7.4.1 不同进水流速时滤柱沿程截留EE2 的情况 |
| 7.4.2 不同进水浓度时滤柱沿程截留EE2 的情况 |
| 7.4.3 模型拟合结果与讨论 |
| 7.5 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 论文不足之处与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读博士学位期间发表的论文 |
| B.作者在攻读博士学位期间的发明专利 |
| C.作者在攻读博士学位期间参与的科研项目 |
| D.作者在攻读博士学位期间参与的学术交流活动 |
| E.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（6）高效液相色谱与液相-质谱联用在水质检测中的应用（论文提纲范文）
| 1 HPLC与LC—MS简述 |
| 2 HPLC与LC-MS联用在水质检测中的应用 |
| 2.1 水中农药残留的检测 |
| 2.2 水中抗生素的检测 |
| 2.3 水中工业污染物检测 |
| 2.4 水中生物性毒素检测 |
| 2.5 水中元素类污染物的检测 |
| 3 结语 |
（7）曝气吹脱处理饮用水典型致嗅物质的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 致嗅物质简介 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 嗅味物质分析方法 |
| 1.3.2 嗅味处理方法 |
| 1.4 研究内容及目标 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目标 |
| 2 P&T-GC/MS检测致嗅物质方法优化 |
| 2.1 检测设备及试剂 |
| 2.1.1 检测设备 |
| 2.1.2 标准物质与试剂 |
| 2.2 定性分析 |
| 2.3 吹扫捕集方法优化 |
| 2.3.1 样品吹扫温度的优化 |
| 2.3.2 吹扫时间的优化 |
| 2.3.3 捕集阱温度的优化 |
| 2.3.4 六通阀温度的优化 |
| 2.3.5 传输管线温度的优化 |
| 2.4 致嗅物质标准曲线的建立 |
| 2.5 小结 |
| 3 GSM和2-MIB的挥发特性 |
| 3.1 半挥发性有机物挥发原理 |
| 3.2 无扰动条件下的挥发特性及模型 |
| 3.2.1 静态挥发特性 |
| 3.2.2 挥发动力学方程 |
| 3.2.3 挥发速率常数的影响因素 |
| 3.2.4 静态挥发模型的验证与应用 |
| 3.3 有扰动条件下的挥发特性及模型 |
| 3.3.1 扰动挥发特性 |
| 3.3.2 扰动条件下的挥发动力学模型 |
| 3.3.3 扰动挥发动力学模型的应用 |
| 4 曝气吹脱GSM和2-MIB的特性 |
| 4.1 曝气吹脱原理 |
| 4.1.1 气液传质理论 |
| 4.1.2 实验流程 |
| 4.1.3 流量计校正 |
| 4.2 曝气吹脱效果的影响因素 |
| 4.2.1 气源 |
| 4.2.2 曝气量 |
| 4.2.3 原水水质 |
| 4.2.4 初始浓度 |
| 4.2.5 温度 |
| 4.3 小结 |
| 5 GSM和2-MIB的深水曝气动力学模型 |
| 5.1 深水曝气实验 |
| 5.1.1 气水比对曝气吹脱效果的影响 |
| 5.1.2 水深对曝气吹脱效果的影响 |
| 5.2 曝气吹脱动力学模型的建立 |
| 5.2.1 模型的建立 |
| 5.2.2 温度校正 |
| 5.2.3 模型验证 |
| 5.2.4 平衡态时的曝气吹脱动力学模型 |
| 6 曝气吹脱去除典型致嗅物质的技术经济分析 |
| 6.1 技术经济分析基础资料 |
| 6.2 技术经济分析结果 |
| 6.3 小结 |
| 7 结论和建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 硕士学习期间获得的科研成果 |
（8）水中农药检测、农药光氧化降解及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 农药的基本特征 |
| 1.2.1 农药的分类 |
| 1.2.2 农药的来源、迁移及危害 |
| 1.2.3 环境中农药的降解与转化 |
| 1.2.4 农药的污染现状 |
| 1.3 农药的检测分析 |
| 1.3.1 样品预处理方法 |
| 1.3.2 样品检测方法 |
| 1.4 农药的控制及去除方法 |
| 1.4.1 吸附 |
| 1.4.2 膜滤 |
| 1.4.3 单一氧化剂氧化技术 |
| 1.4.4 光化学氧化法 |
| 1.5 本论文的选题依据、研究目的和内容 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 研究目的和内容 |
| 2 水中挥发性氯化消毒副产物的气相色谱串联三重四极杆质谱检测方法研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 主要试剂与材料 |
| 2.2.2 溶液配制与储存 |
| 2.2.3 样品处理 |
| 2.2.4 仪器设备与运行设置 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 质谱运行参数的优化 |
| 2.3.2 气相色谱运行参数的优化 |
| 2.3.3 无水硫酸钠加入量的确定 |
| 2.3.4 方法的验证 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 水中常见农药液相色谱串联三重四极杆质谱直接进样检测方法研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 主要试剂 |
| 3.2.2 实验容器与材料 |
| 3.2.3 标准溶液制备 |
| 3.2.4 仪器设备与运行设置 |
| 3.2.5 实际水样的采集及处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 方法的建立及存在问题 |
| 3.3.2 吸附效应的评估 |
| 3.3.3 甲醇添加量的优化 |
| 3.3.4 农药浓度的影响 |
| 3.3.5 样品基质的影响 |
| 3.3.6 方法的验证 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 UV和 UV/H_2O_2 降解二嗪磷的机理及对氯化消毒副产物生成势的影响规律 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 主要试剂 |
| 4.2.2 光化学实验 |
| 4.2.3 氯化实验 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 溶液pH对二嗪磷UV光解动力学的影响 |
| 4.3.2 溶液pH对二嗪磷UV光解产物种类及生成量的影响 |
| 4.3.3 溶液pH对二嗪磷UV光解途径的影响 |
| 4.3.4 H_2O_2加入量对二嗪磷UV光降解动力学的影响 |
| 4.3.5 H_2O_2加入量对二嗪磷水溶液矿化度的影响 |
| 4.3.6 H_2O_2加入量对二嗪磷光降解产物种类及生成量的影响 |
| 4.3.7 二嗪磷在UV/H_2O_2工艺中的降解途径 |
| 4.3.8 光氧化预处理对二嗪磷水溶液需氯量及DBPFP的影响规律 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 不同光氧化工艺降解阿特拉津的机理及对氯化消毒副产物生成势的影响规律 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 主要试剂 |
| 5.2.2 光化学实验 |
| 5.2.3 氯化实验 |
| 5.2.4 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 低浓度阿特拉津在不同光氧化工艺中的降解动力学研究 |
| 5.3.2 高浓度阿特拉津在不同光氧化工艺中的降解动力学研究 |
| 5.3.3 阿特拉津在单独UV工艺中的降解产物生成及降解途径 |
| 5.3.4 阿特拉津在UV/H_2O_2工艺中的降解产物生成及降解途径 |
| 5.3.5 阿特拉津的在UV/TiO_2工艺中的降解产物生成及降解途径 |
| 5.3.6 阿特拉津在UV/H_2O_2/TiO_2 工艺中的降解产物生成及降解途径 |
| 5.3.7 光氧化预处理对阿特拉津溶液耗氯量及DBPFP的影响规律 |
| 5.3.8 甲醇含量对阿特拉津光氧化降解动力学的影响研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 在学期间发表研究成果 |
（9）水体中挥发性有机物分析方法研究进展（论文提纲范文）
| 1样品的采集与保存 |
| 2样品前处理方法 |
| 2.1直接进样法(Directaqueousinjection,DAI)和膜进样法(Membraneinlet,MI) |
| 2.2吹扫捕集法(PurgeandTrap,P&T) |
| 2.3顶空固相微萃取法(Headspace-solidphasemicroextraction,HS-SPME) |
| 2.4液相微萃取(Liquid-phasemicroextraction,LPME) |
| 2.5动态针捕集阱(Needletrapdevices,NTDs) |
| 2.6前处理方法对比 |
| 3质量保证和质量控制 |
| 4检测方法 |
| 4.1气相色谱法(GC) |
| 4.2气相色谱质谱联用法(GC-MS) |
| 4.3质子转移反应质谱法(PTR-MS) |
| 4.4检测方法的对比 |
| 5结语 |
（10）水环境中挥发性有机物的监测方法（论文提纲范文）
| 1 前言 |
| 2 样品的预处理 |
| 2.1 液-液萃取法 |
| 2.2 固相微萃取 |
| 2.3 顶空法 |
| 2.4 吹扫捕集法 |
| 3 分析方法 |
| 3.1 气相色谱(Gas Chromatography) |
| 3.2 GC/MS联用 |
| 4 结论与展望 |
四、P&T-GC-MS测定饮用水中痕量有机污染物（论文参考文献）
- [1]地下水中挥发性有机物的样品预处理与分析检测综述[J]. 李秋萱,刘玲花,王学东,张梦雨. 首都师范大学学报(自然科学版), 2022
- [2]功能磁性碳纳米复合材料耦合直接电离质谱快速分析食品中抗生素残留的研究[D]. 王雨芬. 吉林大学, 2021(01)
- [3]气相色谱微量进样器固相微萃取功能化及其评价[D]. 唐晓妍. 辽宁师范大学, 2021(08)
- [4]电化学传感器检测水环境中典型痕量有机污染物[D]. 李佳蔚. 中国地质大学(北京), 2020(08)
- [5]改性无烟煤去除水中痕量有机污染物的性能及机理[D]. 何靖. 重庆大学, 2019(11)
- [6]高效液相色谱与液相-质谱联用在水质检测中的应用[J]. 许韡,王丹侠. 职业与健康, 2017(14)
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