一、华东理工大学环境工程研究所（论文文献综述）
李恒[1]（2021）在《工程伦理教育的关键机制研究》文中研究说明科技的迅速发展、工程问题复杂性的提升以及工程活动利益相关者的增加,使得工程师在工程实践中面临着越来越多的工程伦理问题。在高等工程教育中,作为工程师培养核心环节之一的“工程伦理教育”的重要性与日俱增。自20世纪70年代以来,工程伦理教育被以美英为代表的世界工程强国视为培养伦理卓越工程技术人才的重要手段。我国工程伦理教育发轫于20世纪90年代末,现阶段,成为“华盛顿协议”正式缔约国以及“新工科”项目的扎实推进为我国的工程伦理教育提供了重要契机。尽管如此,我国工程伦理教育仍面临三个重大挑战:一是工程伦理教育在供需对接上未实现动态平衡;二是工程伦理教育治理手段乏善可陈;三是工程伦理教育与我国工程情境的适配性不高。针对上述现实问题,需要进一步分析工程伦理教育的发展特征,提炼关键机制。本研究围绕“系统分析符合工程伦理教育内在发展规律的关键机制”这一核心议题开展研究,并由此展开三个环环相扣的子研究:第一,工程伦理教育关键机制的建构;第二,我国工程伦理教育关键机制实施现状的评估;第三,完善我国工程伦理教育关键机制的对策建议。首先,本文运用系统文献综述法和文献计量法对工程伦理教育的国内外文献进行梳理;其次,运用扎根理论、多案例分析与比较分析法对工程伦理教育关键机制的理论结构和实现路径进行建构性研究;再次,以本研究提出的关键机制为指标来源,以层次分析法和模糊综合评价法为方法指导,针对113份评价样本,对我国工程伦理教育关键机制的实施现状开展实证评估,并在此基础上对我国工程伦理教育作出以事实为导向的客观判断;最后,整合所有研究结论,消除理论话语和实践话语的阻隔,归纳用于完善我国工程伦理教育关键机制的对策建议。本研究得到了以下四个结论:（1）工程伦理教育的复杂性决定了工程伦理教育关键机制的复杂性,工程伦理教育的发展呈现出优化教育策略、汇聚协同力量、把握国内国际动向等核心要点,主要涵括培养机制、协同机制和情境机制三个维度。（2）工程伦理教育关键机制是“合理性”和“合规律性”的统一。在“合理性”方面,情境机制契合了价值合理性的意蕴,培养机制和协同机制则契合了工具合理性的表征。在“合规律性”方面,情境机制是控制单元,情境机制通过构建了一个包括社会因素、自然因素和精神因素在内的场域而成为关键机制的“指挥控制中心”;协同机制是存储单元,通过“各种协议”（如,伦理准则）和“软硬件”（如,经费资源）的配合而成为了“制度池”和“资源池”;培养机制则是运算单元,高校根据“情境机制”的“指令”并在“协同机制”的干预下,整合各类教育要素、深入本土教育实践、打造教育新模式。（3）本研究对我国工程伦理教育关键机制的实施现状进行评估。实证评估结果显示,按权重由大到小排序,依次是情境机制（36.0%）、协同机制（33.7%）和培养机制（30.3%）;按综合得分由高到低排序,依次是培养机制（71.711分）、情境机制（70.319分）和协同机制（68.339分）;按优秀（80-100分）、良好（70-79分）、合格（60-69分）和不合格（≤59）进行等级分类,我国工程伦理教育关键机制现状的综合评价等级为“良好”（70.074分）。（4）深入我国工程伦理教育发展的特殊情境,立足“培养机制”、“协同机制”和“情境机制”提出了一系列有针对性的对策建议,具体包括:细化培养机制,在供需对接上实现动态平衡;强化协同机制,丰富工程伦理教育的治理手段;深化情境机制,适应我国工程伦理教育的发展阶段和独特需求。本研究的主要创新点在于:其一,通过扎根理论研究、规范研究、案例研究等多种研究方法揭示了工程伦理教育的关键机制、实现路径及其规范性特征;其二,通过层次分析法、模糊综合评价法构建了工程伦理教育关键机制实施现状的评价体系并开展了实证评估;其三,立足中国情境,提出了一系列完善关键机制的对策建议,为我国工程伦理教育的发展提供有益的实践启示。
印月,镇华君,修光利[2]（2021）在《基于HepG2细胞脂质组学方法对黄浦江水质的综合评价》文中研究表明环境水体中复合污染的毒性识别一直是环境科学界关注的热点。基于代谢组学的生物监测方法通过监测暴露前后生物内源性代谢物的变化,在评估复合污染导致的综合毒性效应中具有广泛的应用前景。本研究从污染物对细胞脂类代谢的影响角度出发,采用体外肝癌细胞（HepG2）暴露和脂质组分析相结合的方法,对黄浦江干流和支流共27个采样点的水质进行了综合评价。研究发现,水样对HepG2细胞的脂代谢影响程度与采样点所属河段紧密相关。黄浦江中游水样对HepG2细胞的平均脂代谢影响程度（3.40%）高于上游（1.65%）和下游（0.78%）,而流经城区的支流水样对细胞的脂代谢影响（5.20%）明显高于干流水样（1.80%）。此外,在采集的水样中超过70%的样品都导致HepG2细胞内甘油三酯（TG）大量蓄积,揭示了黄浦江水体中的复合污染物可能诱导肝脏产生脂毒性损伤。本研究为环境水质监测提供新的方法,研究结果为上海市生态环境和水质安全管理部门提供重要的参考信息。
黄婕,张帆,张先梅,周玲,辛忠,王慧锋[3]（2021）在《高校绿色工程教育实践路径研究——以华东理工大学为例》文中认为面对新一轮科技革命和工业革命带来的挑战,大学有必要主动谋求高等工程教育变革,积极探索和践行绿色工程教育发展之路。文章阐述了绿色工程教育的缘起及发展的必要性,在此基础上系统梳理了华东理工大学践行绿色工程教育的实践探索,包括开设绿色工程教育通识课程、开展绿色工程教育教学改革研究、完善绿色工程教育专业课程体系、创新绿色工程教育实践教学模式、提升绿色工程教育协同育人机制等,以期为我国高校全面开展绿色工程教育提供"华理方案"。
吴安[4]（2021）在《富氯垃圾焚烧过程中重金属Cd和Zn的迁移特性研究》文中研究表明本文采用管式炉模拟实际垃圾焚烧过程,以上海市环境工程设计科学研究院提供的实际分类垃圾作为实验原料,并在原料中添加1%PVC或NaCl作为富氯垃圾,分别研究水分、Na2SO4和SiO2在不同反应温度（600℃、700℃、800℃和900℃）对重金属Cd和Zn迁移特性的影响。并使用HSC Chemistry 6.0热力学软件模拟垃圾焚烧过程中重金属Cd和Zn的形态分布,从而进一步对其迁移特性进行分析。当垃圾中含有1%PVC或NaCl时,水分均能抑制Cd和Zn的挥发,并且温度越低,水分含量越高,Cd和Zn在底渣中的质量占比越高。热力学模拟结果表明,随着水分含量的增加,CdCl2与ZnCl2的含量减少,而CdO与ZnO的含量增多。说明水分可以促使重金属氯化物转化成金属氧化物,从而减少其挥发。由于PVC与NaCl释放Cl的温度不同,在含PVC时,Cd和Zn在底渣中的质量占比在600℃升至700℃时变化较显着;在含NaCl时,其在700℃升至800℃时变化较显着。Na2SO4对Cd和Zn迁移特性的影响如下:对于重金属Cd,当垃圾中含有PVC时,Cd在底渣中的质量占比在600℃及700℃下随Na2SO4添加量的增加而增加,在800℃及900℃下其变化趋势变平缓;当垃圾中含有NaCl时,Cd在底渣中的质量占比在600℃至800℃下随Na2SO4添加量的增加而增加,至900℃时变化趋于平缓。对于重金属Zn,其在底渣中的质量占比在各温度条件下均随Na2SO4添加量的增加而增加。热力学模拟结果表明,Cd和Zn分别与Na2SO4反应生成不易挥发的CdSO4和ZnSO4,而高温下重金属硫酸盐易分解,同时有易挥发的重金属氯化物生成,因此高温下Na2SO4对Cd和Zn的固定作用减弱。此外,含PVC时Na2SO4的助熔作用以及含NaCl时的共晶熔化作用也会对Cd和Zn在底渣中的质量占比产生影响。SiO2对Cd和Zn迁移特性的影响如下:对于重金属Cd,当垃圾中含有PVC时,Cd在底渣中的质量占比在各温度下随SiO2添加量的增加而增加;当垃圾中含有NaCl时,Cd在底渣中的质量占比在600℃及700℃下随SiO2添加量的增加而增加,在800℃及900℃下其变化趋势变平缓。对于重金属Zn,其在底渣中的质量占比在各温度条件下均随SiO2添加量的增加而增加。热力学模拟结果表明,Cd和Zn分别与SiO2反应生成不易挥发的CdSiO3和Zn2SiO4,而高温下由于SiO2结构被破坏导致重金属硅酸盐的含量减少,并且伴有重金属氯化物的生成,因此高温下SiO2对Cd和Zn的固定作用减弱。
赵兰辉[5]（2021）在《化工园区废水中1，2-二氯乙烷去除工艺研究》文中提出化工园区废水中含有大量有毒有害难降解污染物,其中的1,2-二氯乙烷常因处置不当逃逸到环境之中,对生态和人体健康造成重大危害。本文基于某化工园区污水厂治理高浓度1,2-二氯乙烷废水的实际需求,选取生物处理技术和芬顿氧化技术对其展开降解研究,具有重要的工业应用前景。本文采用经驯化的污泥处理目标废水,出水1,2-二氯乙烷浓度<0.02mg/L,降解率>99.9%。污泥驯化使菌群结构发生改变,在极大提高1,2-二氯乙烷降解效能的同时具有与原污泥同等的COD和TOC去除效果,其微生物群落多样性同样得到较好保持;菌属Thauera和SM1A02为驯化污泥中优势菌属,与1,2-二氯乙烷快速降解密切相关。芬顿氧化法在废水初始pH=3,H2O2初始浓度20mmol/L,Fe2+初始投加量20mmol/L,反应时间60min时,1,2-二氯乙烷去除率最高为88.0%,TOC去除率为79.0%。研究表明,活性污泥法和芬顿氧化法均可作为化工园区污水厂治理高浓度1,2-二氯乙烷废水选择方案。
仇韩峰[6]（2021）在《煤气化灰渣资源环境属性研究》文中指出煤气化是煤清洁高效利用的有效方式,对国民经济和社会的发展具有重要意义。然而,该过程除产生各类煤化工产品外,不可避免地还将产生大量煤气化灰渣（如气化灰、气化渣、气化滤饼）。大量的煤气化灰渣产生且得不到有效利用,造成严重的环境污染和生态破坏,制约着煤气化行业的可持续性发展。本文以典型煤气化工艺过程所产的气化灰、气化渣和气化滤饼为研究对象,通过对其进行表观形貌、粒度分布、比表面积、熔融特性等物理性质,工业成分、元素组成、矿物组成等化学性质,碳微晶结构、特征基团、元素价态、配位结构等结构特性分析,明晰了典型煤气化灰渣的资源属性;同时,对气化灰、气化渣和气化滤饼中有毒有害元素浸出特性以及重金属元素静态浸溶特性和动态淋滤特性进行对比研究,揭示了典型煤气化灰渣的环境属性。主要研究结论如下:（1）煤气化灰渣资源属性方面（ⅰ）煤气化灰渣的物理性质差异较大,气化灰、气化滤饼和气化渣的微观形貌分别呈现致密球状、多孔球状和致密不规则块状;气化灰和气化滤饼的粒径较小,为微米级颗粒,气化渣的粒径较大,为毫米级颗粒;气化灰和气化渣的比表面积和孔径均较小,而气化滤饼的表面积和孔径较大,主要由于气化灰和气化渣表面致密光滑,而气化滤饼以多孔球状为主造成;煤气化灰渣的灰熔融温度有明显的变化规律,气化渣的熔融温度最高,气化灰次之,气化滤饼最低,主要与其所含的化学组成和矿物组分有关。（ⅱ）煤气化灰渣的工业成分呈现差异性,气化灰和气化渣灰分含量高,热值较低,而气化滤饼的固定碳含量较高,热值较高;煤气化灰渣中无机组分以Si O2和Al2O3为主,碱金属和碱土金属含量存在差异;矿物组成形态主要为非晶相玻璃态,是由于熔融颗粒高温水激冷或气激冷迅速降温所导致的。（ⅲ）煤气化灰渣中碳存在形态具有差异,气化滤饼中的碳为类石墨烯的芳香层碳,气化灰和气化渣则以无定型碳为主;煤气化灰渣特征基团分析结果表明,气化灰和气化渣的Si–O和Al-O强度较大,气化滤饼中芳香性C-H基团强度较大;煤气化灰渣中铝、硅价态分别为+3价和+4价,Al的配位结构主要为[Al O4]四配位结构,硅的配位结构则以Q4（2Al）和Q4（1Al）四配位结构为主。（2）煤气化灰渣环境属性方面（ⅰ）采用醋酸缓冲溶液法、硫酸-硝酸法、水平振荡法和Toxicity Characteristic Leaching Procedure（TCLP,美国EPA）四种浸出毒性测试方法,研究了煤气化灰渣中As、Ba、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Ti、Zn的浸出行为,结果表明:煤气化灰渣重金属元素在醋酸缓冲溶液法中浸出含量最大,但浸出含量数值均低于《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》规定限值,不属于危险废物;特别地,水平振荡法下气化灰中Zn的浸出量（3.9mg/L）数值超过《污水综合排放标准》规定限值（2.0mg/L）,属于第Ⅱ类一般工业固体废物。（ⅱ）在静态浸溶过程中,煤气化灰渣中As、Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Zn等重金属元素的浸出浓度呈现波动性变化。在同一p H值条件下,气化灰中Mn、Ni、Pb的浸出浓度随浸溶时间的延长先缓慢增加后趋于稳定;Zn的浸出浓度随浸溶时间的延长先快速增加后降低至一定浓度最后趋于稳定;As、Cd、Cu的浸出浓度在实验时间内一直处于波动状态;Cr的浸出浓度未达到检测限值。气化滤饼中As的浸出浓度随时间延长先缓慢增加后趋于稳定;Mn和Ni的浸出浓度一直处于稳定状态;Cd、Cr、Cu、Pb、Zn的浸出浓度未达检测限值。气化渣中As的浸出浓度随时间先缓慢上升后趋于稳定;Mn、Ni、Pb的浸出浓度随时间延长一直处于波动状态;Cd、Cr、Cu、Zn的浸出浓度未达检测限值。相同的浸溶时间内,煤气化灰渣中重金属在不同p H值下的浸出浓度差异较小,总体在p H=4.5时浸出浓度较大。（ⅲ）气化渣的动态淋滤液中重金属的淋出浓度受时间和p H的影响。在同一p H条件下,气化渣中As的淋出浓度随时间延长逐渐升高;相同时间内,在p H=4.5时淋出浓度较大。在同一p H条件下,气化渣中Cu的淋出浓度随时间延长逐渐升高;相同时间内,在p H=5.6时淋出浓度较大。Ni的淋出浓度差异较大,在p H=4.5时,淋出浓度随时间逐渐升高;在p H=5.6和p H=7.0时,Ni的淋出浓度先迅速降低后趋于稳定。Pb在p H=7.0时的淋出浓度随时间逐渐升高;在p H=4.5和p H=5.6即酸性条件时的淋出浓度未达到检测限值。
顾文彪[7]（2021）在《卫生杀虫剂研发项目的风险管理及实证研究》文中认为卫生杀虫剂的研发,融合了化学、生物学、医学、毒理学等多种学科的交叉,具有高投入、高风险的特点,目前尚未形成成熟的风险管理体系。因此,对卫生杀虫剂研发项目的风险管理体系进行规范化,对于推动新产品研发,降低企业损失具有一定指导意义。本研究通过参考国内外各种行业项目风险管理的案例以及文献报道,咨询国内大型农药生产企业在卫生杀虫剂研发过程中的风险管理经验,以项目风险管理理论为指导,搭建起了涵盖风险计划与识别、风险分析与评估、风险应对与策略、风险监测与控制等方面的风险管理体系,使之能够适合卫生杀虫剂研发的风险管理。同时,在实际产品开发过程中,本研究将上述风险管理体系和方法运用到实际工作中,识别了 39项新产品研发项目的风险因素,现实操作中共发生13项风险,均根据应对预案采取了相应的风险应对措施,使研发产品顺利通过注册登记,验证了这套风险管理方法的有效性。总之,本研究认为这套风险管理体系可以有效帮助卫生杀虫剂研发项目风险控制,为我国农药研发及生产机构提供理论支持和借鉴,更好地进行研发项目风险管理,开展科学决策、降低研发风险,减少经济损失,提高效益。
何洁[8]（2021）在《光协同铁基—酚醛树脂原位芬顿氧化体系去除洛克沙胂的机理研究》文中研究说明近年来,随着集约化养殖模式的发展,苯胂酸饲料添加剂的广泛使用对人类生命安全以及生态环境稳定均造成了威胁。因此,探索高效去除苯胂酸的技术成为科研工作者们的一大研究热点。在各种苯胂酸去除技术中,芬顿（Fenton）技术因其能够衍生出高反应活性的无定向选择性自由基而被高度关注。但是,传统的Fenton技术存在H2O2的需求大、降解条件严苛以及金属污泥衍生等劣势,因此,亟需开拓越发高效优质的Fenton体系将其应用于苯胂酸的去除。本研究制备了模拟太阳光响应的间苯二酚-甲醛树脂（RF）材料,结合铁基催化剂（例如Fe（Ⅱ）、FeS2等）,构筑高效的原位产H2O2的Fenton体系,以洛克沙胂（ROX）为目标污染物,考察光协同Fe（Ⅱ）/RF体系和光协同FeS2-RF体系对ROX的去除机制。与此同时,深入探讨不同体系中影响ROX降解的因素以及增强其降解效率的机理。本论文研究内容及研究结论如下:1.在光协同Fe（Ⅱ）/RF体系中,通过各理化因素对ROX的降解机制研究发现:Fe（Ⅱ）投加量为18μmol时,该体系具有最高的ROX降解效率;由于体系中H2O2浓度和Fe（Ⅱ）决定了 ROX的降解率,因此光照以及Fe（Ⅱ）投加量对该体系的降解能力具有很深的影响,而是否通入O2几乎不影响ROX的降解,却能促进As（Ⅲ）向As（V）的转化;在pH约为4.7左右时,其ROX降解去除率最高;通过电子顺磁共振波谱仪（EPR）以及自由基清除实验定性测试发现·O2-、·OH、e-和h+为主要的活性氧化剂,其中·O2-和h+为主导型活性氧化剂;通过HPLC/MS-MS对其中间产物进行识别和鉴定发现其中间产物主要有2-硝基对苯二酚、2-硝基苯,2-羟基-3,2’-二硝基-二苯基砷醚或者3,3’-二硝基-2,2’-二羟基苯胂酸（这两者为同分异构体）,这些中间产物经过进一步的氧化会生成CO2和H2O;最后,该体系具有良好的污染物去除广谱性,对于多种新兴有机污染物（EOCs）在大约60 min的时间内均可以实现污染物的很好降解以及较高的TOC去除率。2.在光协同FeS2-RF体系中,通过各因素对ROX的降解机制研究发现:在不同FeS2负载量的光协同原位产H2O2的FeS2-RF体系中,2.0%FeS2-RF对ROX的降解具有最佳的效率且具有一定的循环能力;在pH=2.8时,该体系具有最佳的ROX降解效率,而随着pH的升高其ROX降解效率在不断地降低,这是因为FeS2的离子化过程受到了抑制;同时,在阴离子影响实验中,只有HCC3-对该体系降解ROX的抑制作用最强,导致反应效果变低;常见的阳离子基本对该体系的降解效果无影响;腐殖酸的浓度越高其对体系的降解效率影响越深,从而不利于ROX的降解;最后,通过EPR以及自由基清除实验定性测试探究发现:·O2-、·OH、e-为主要的活性氧化剂,·OH为主导性活性氧化剂;通过HPLC/MS-MS对其中间产物进行识别和鉴定,发现其中间产物主要有2-硝基对苯二酚、2-硝基苯醌2-羟基-3,2’-二硝基-二苯基砷醚或者3,3’-二硝基-2,2’-二羟基苯胂酸（这两者为同分异构体）,这些中间产物经过进一步的氧化会生成CO2和H2O。
蒋玲玲[9]（2021）在《新型溴系阻燃剂十溴二苯乙烷在土壤系统中的富集转化及毒性效应》文中指出十溴二苯乙烷（Decabromodiphenylethane,DBDPE）是一种新型溴系阻燃剂（Novel brominated flame retardants,NBFRs）,大量的生产使用和环境中的高检出率使其环境风险正受到广泛关注。然而,当前关于陆地生态系统中DBDPE的毒性效应知之甚少。本研究探究不同剂量（5、10、20、50和100 mg kg-1）DBDPE暴露在蚯蚓体内的富集转化规律及对土壤系统中生物的毒性效应。主要研究结果如下:（1）DBDPE能够在蚯蚓体内积累且平衡后的富集因子（BAFs）值为0.028-0.213（g.dw,worm g-1·dw,soil）,而蚓粪中DBDPE浓度是蚯蚓体内的2.84-37.95倍。另外,清除过程符合一级动力学模型（R2>0.81）,半衰期（t1/2）介于1.53-2.14 d之间。富集和清除实验表明蚯蚓体内DBDPE的生物积累能力低。通过GC-ENCI-MS分析发现了至少4种脱溴产物,表明DBDPE在蚯蚓体内发生了生物转化。组织病理学及微观结构观察发现DBDPE胁迫导致了蚯蚓皮肤表面收缩、环状肌层萎缩、细胞质浓染及空泡化等不同程度的损伤。（2）DBDPE胁迫下蚯蚓的生长和回避行为没有受到显着的影响,但细胞分子水平指标的响应结果表明DBDPE能够影响蚯蚓的生理生化过程。总体上看,与对照组相比,暴露0-14 d,超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）以及总抗氧化能力（T-AOC）被显着诱导（p<0.05）,MDA变化不明显。但随着暴露时间延长,DBDPE对SOD的诱导作用减弱,T-AOC和CAT被抑制,三者活性均下降,而MDA含量与对照组相比显着增加（p<0.05）。10 mg kg-1DBDPE暴露显着增加了蚯蚓体内ROS含量（p<0.05）且随着暴露浓度的增加ROS含量先增加后稳定。另外,与对照组相比,细胞色素P450（CYP450）和谷胱甘肽转移酶（GST）被显着诱导（p<0.05）,随时间的增加,诱导作用先增加后降低。CYP450对DBDPE胁迫的响应更明显。通过时间/剂量-效应及相关性分析筛选出CYP450、GST、ROS和MDA是比较敏感的指标。（3）在整个暴露期内,微生物量碳（MBC）含量和土壤基础呼吸（SBR）强度普遍高于对照组,而代谢熵（qCO2）随时间延长先增加后下降。另外,脲酶（US）活性总体变化不大,但在28 d高浓度（50和100 mg kg-1）DBDPE抑制了 US活性。与US相比,荧光素二乙酸酯水解酶（FDA）对DBDPE更加敏感,在21 d被显着诱导（p<0.05）,FDA活性增加。此外,暴露60 d后DBDPE胁迫虽未降低微生物群落多样性但改变了其群落结构组成,以变形菌门中γ变形菌纲的变化较大。与对照组相比,不同处理组中γ变形菌纲丰度下降了 8.42-11.56%。
孙凯[10]（2021）在《定制研发生产型制药企业本质安全和风险控制技术研究》文中提出伴随创新药研发体系的推行,高效率和低成本的原料药（API）合同定制研发生产（CDMO）行业迎来了快速发展。与此同时,由于APICDMO行业的固有风险,导致火灾和爆炸事故频发,公众、监管部门和跨国客户对其安全、职业健康、环境保护（EHS）整体要求和期望越来越高。因此,如何提升API CDMO项目的本质安全水平愈发重要和紧迫。本文旨在提出能为API CDMO行业所接受,便于工程应用的基于本质安全的全过程风险控制技术。文章针对某一API CDMO多功能车间以同一多功能反应釜为主体的两条模块化设备链生产不同产品的过程,采用综合本质安全指数（CISI）方法评估风险等级,研究如何在设计阶段参照最佳可行技术（BAT）和“EHS源于设计”的本质安全理念,筛选关键、适用的全过程风险控制技术,实现设计源头降低EHS风险的目的。根据CISI计算过程,模块化设备链的整体本质安全指数取决于五个方面:化学品的流量、化学品的严重度、化学品反应性、设备运行工艺参数及设备之间的流程连接。考虑到化学品的流量受具体工艺路线、物料平衡和原料配比影响,因此本文着重从化学品的严重度、化学品反应性、设备运行工艺操作、及设备设施四个方面汇总分析以同一多功能反应釜为主体的两条模块化设备链生产不同产品的风险因素,结果从数值上无明显差异,表明在相近的工艺和化学品条件下,两条模块化设备链的整体本质安全指数ITISI接近。因此,CISI方法适用于同种产品的不同工艺路线分析,特别是连续工艺和间歇工艺的对比分析;对于两种同为相近间歇工艺的产品,存在计算结果放大、参数范围偏大、风险漏判等适用局限。针对上述风险,本文在设计阶段参照最佳可行技术（BAT）和“EHS源于设计”的本质安全理念,筛选并应用了关键、适用的全过程风险控制技术,包括多功能车间设备布局设计;原料储存、输送和加料（仓库、罐区）设计;反应釜和容器设计;过程控制系统设计;固液分离设计;泄放系统和收集罐设计;公用工程（如:冷却、真空）设施设计等,主要目的是解决如何连续稳定、安全可靠的操作处置生产装置中存在的大量且易燃、易爆、有毒、有害的化学品,最终实现从设计源头将EHS风险降低到可接受水平的目的。目前该项目已经顺利通过竣工验收,实现连续稳定运行。本文的研究结果有助于系统理解API CDMO行业所接受,便于工程应用的基于本质安全的全过程风险控制技术,帮助新建项目从设计源头降低EHS风险至可接受水平,从而满足来自于政府、客户的EHS要求,提升企业可持续发展能力和竞争力。
二、华东理工大学环境工程研究所（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、华东理工大学环境工程研究所（论文提纲范文）
（1）工程伦理教育的关键机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 “问题工程”的频发引起人们对工程伦理的广泛关注 |
| 1.1.2 工程伦理教育是工程教育的重要组成部分 |
| 1.1.3 我国工程伦理教育机遇与挑战并存 |
| 1.2 研究内容 |
| 1.3 研究框架 |
| 1.3.1 章节安排 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 1.4 研究创新点 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 关键概念解读 |
| 2.1.1 伦理与道德的辨析 |
| 2.1.2 工程伦理的内涵 |
| 2.2 工程伦理教育的现实演绎:基于系统文献综述法的分析 |
| 2.2.1 研究方法 |
| 2.2.2 工程伦理教育的目标(Q1) |
| 2.2.3 工程伦理的教学策略(Q2) |
| 2.2.4 工程伦理教育效果的评估手段(Q3) |
| 2.2.5 工程伦理教育效果的影响因素(Q4) |
| 2.2.6 本节述评 |
| 2.3 中国工程伦理教育研究的主题聚类:基于文献计量的分析 |
| 2.3.1 文献计量方法概述 |
| 2.3.2 资料收集 |
| 2.3.3 共词分析 |
| 2.3.4 共词网络分析 |
| 2.3.5 多维尺度分析 |
| 2.3.6 本节述评 |
| 2.4 文献述评 |
| 3 工程伦理教育关键机制的构成 |
| 3.1 扎根理论研究设计 |
| 3.1.1 扎根理论研究方法与流程 |
| 3.1.2 资料采集 |
| 3.2 工程伦理教育关键机制的理论结构 |
| 3.2.1 开放式编码 |
| 3.2.2 主轴式编码 |
| 3.2.3 选择性编码 |
| 3.2.4 理论饱和度检验 |
| 3.2.5 本节小结 |
| 3.3 工程伦理教育关键机制的实现路径 |
| 3.3.1 微观维度的培养机制:以认知发展为指导再造教育要素 |
| 3.3.2 中观维度的协同机制:以协同优势为指导赋能中介对象 |
| 3.3.3 宏观维度的情境机制:以现象学为指导调适多元场域 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 工程伦理教育关键机制的案例分析 |
| 4.1 案例研究方法概述 |
| 4.2 培养机制的案例分析 |
| 4.2.1 知识生成:聚焦伦理教育知识建构者的职能重构 |
| 4.2.2 具身认知:创设面向真实世界的“开放式”学习情境 |
| 4.2.3 学习进阶:用“全周期”课程序列搭建学生认知发展的阶梯 |
| 4.2.4 伦理体验:强化解决工程伦理现实困境的实践基质 |
| 4.2.5 案例分析讨论 |
| 4.3 协同机制的案例分析 |
| 4.3.1 工程社团在工程伦理教育中的作用 |
| 4.3.2 政府在工程伦理教育中的作用 |
| 4.3.3 案例分析讨论 |
| 4.4 情境机制的案例分析 |
| 4.4.1 美英的工程伦理教育场域:职业主义催化的路径选择 |
| 4.4.2 德国的工程伦理教育场域:对技术负责的民族传统 |
| 4.4.3 法国的工程伦理教育场域:“消解”在精英工程师的培养中 |
| 4.4.4 中日的工程伦理教育场域:“二元构造”下的层序互补 |
| 4.4.5 案例分析讨论 |
| 5 我国工程伦理教育关键机制实施现状的评估 |
| 5.1 调研对象 |
| 5.2 评估指标体系的建构 |
| 5.2.1 评估指标体系的层次结构 |
| 5.2.2 初始评估指标的选取 |
| 5.2.3 问卷设计与预测试 |
| 5.3 现状的实证评估 |
| 5.3.1 基于层次分析法的权重赋值 |
| 5.3.2 利用模糊综合评价法进行综合评价 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 我国工程伦理教育关键机制实施现状的评估结论 |
| 5.4.2 延伸讨论:我国工程伦理教育面临的潜在障碍 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 完善我国工程伦理教育关键机制的对策建议 |
| 6.1 工程伦理教育关键机制的规范性审视 |
| 6.1.1 合理性的审视 |
| 6.1.2 合规律性的审视 |
| 6.2 细化培养机制,在供需对接上实现动态平衡 |
| 6.3 强化协同机制,丰富工程伦理教育的治理手段 |
| 6.4 深化情境机制,适应我国工程伦理教育的发展阶段和独特需求 |
| 7 研究结论与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 研究局限与展望 |
| 参考文献 |
| 附录1 访谈提纲 |
| 附录2 评估问卷 |
| 附录3 评估指标赋权表 |
| 附录4 弗吉尼亚理工大学课程大纲 |
| 附录5 弗吉尼亚大学课程大纲 |
| 作者简历及在学期间所取得的主要科研成果 |
（2）基于HepG2细胞脂质组学方法对黄浦江水质的综合评价（论文提纲范文）
| 1 材料与方法(Materials and methods) |
| 1.1 化学试剂 |
| 1.2 水样采集 |
| 1.3 水样暴露 |
| 1.4 脂类鉴定 |
| 1.5 数据处理和统计分析 |
| 2 结果与讨论(Results and discussion) |
| 2.1 Hep G2细胞脂类组成分析 |
| 2.2 Hep G2细胞脂质代谢的总体变化 |
| 2.3 Hep G2细胞脂类的变化特征 |
（3）高校绿色工程教育实践路径研究——以华东理工大学为例（论文提纲范文）
| 一、绿色工程教育的缘起 |
| 二、开展绿色工程教育的必要性 |
| (一)增强国际竞争优势的需要 |
| (二)服务国家战略发展的需要 |
| (三)适应工程教育改革的需要 |
| 三、绿色工程教育的含义 |
| 四、华东理工大学绿色工程教育实践探索 |
| (一)修订培养方案，开设绿色工程教育通识课程 |
| (二)开展专项教学改革，开发绿色工程教育教学案例 |
| 1.课程案例库建设。 |
| 2.实践案例库建设。 |
| (三)加强科教融合，完善绿色工程教育专业课程体系 |
| (四)依托信息技术，创新绿色工程教育实践教学模式 |
| (五)搭建竞赛平台，构建绿色工程教育协同育人机制 |
| 五、结语 |
（4）富氯垃圾焚烧过程中重金属Cd和Zn的迁移特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 城市生活垃圾的处理方式 |
| 1.2.1 填埋法 |
| 1.2.2 焚烧法 |
| 1.2.3 堆肥法 |
| 1.3 城市生活垃圾中的重金属污染物 |
| 1.4 垃圾焚烧过程中重金属的迁移分布规律 |
| 1.4.1 重金属自身特性 |
| 1.4.2 垃圾组分 |
| 1.4.3 焚烧环境 |
| 1.5 垃圾焚烧过程中重金属迁移分布规律的热力学研究 |
| 1.6 课题研究方案及创新点 |
| 1.6.1 课题研究方案 |
| 1.6.2 课题创新点 |
| 第2章 实验方案及热力学模拟 |
| 2.1 实验原料及试剂 |
| 2.2 实验装置及方法 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 焚烧产物的测定与分析 |
| 2.3.1 产物测定 |
| 2.3.2 分析方法 |
| 2.4 热力学模拟 |
| 2.4.1 热力学平衡计算原理 |
| 2.4.2 HSC Chemistry模拟软件 |
| 第3章 富氯垃圾中水分对Cd和Zn迁移特性的影响 |
| 3.1 水分对重金属Cd迁移特性的影响 |
| 3.1.1 含PVC时水分对Cd的影响 |
| 3.1.2 含NaCl时水分对Cd的影响 |
| 3.1.3 两种富氯垃圾中水分对Cd的影响比较 |
| 3.1.4 水分对Cd的热力学模拟分析 |
| 3.2 水分对重金属Zn迁移特性的影响 |
| 3.2.1 含PVC时水分对Zn的影响 |
| 3.2.2 含NaCl时水分对Zn的影响 |
| 3.2.3 两种富氯垃圾中水分对Zn的影响比较 |
| 3.2.4 水分对Zn的热力学模拟分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 富氯垃圾中Na_2SO_4对Cd和Zn迁移特性的影响 |
| 4.1 Na_2SO_4对重金属Cd迁移特性的影响 |
| 4.1.1 含PVC时Na_2SO_4对Cd的影响 |
| 4.1.2 含NaCl时Na_2SO_4对Cd的影响 |
| 4.1.3 两种富氯垃圾中Na_2SO_4对Cd的影响比较 |
| 4.1.4 富氯垃圾与无氯垃圾中Na_2SO_4对Cd的影响比较 |
| 4.1.5 Na_2SO_4对Cd的热力学模拟分析 |
| 4.2 Na_2SO_4对重金属Zn迁移特性的影响 |
| 4.2.1 含PVC时Na_2SO_4对Zn的影响 |
| 4.2.2 含NaCl时Na_2SO_4对Zn的影响 |
| 4.2.3 两种富氯垃圾中Na_2SO_4对Zn的影响比较 |
| 4.2.4 富氯垃圾与无氯垃圾中Na_2SO_4对Zn的影响比较 |
| 4.2.5 Na_2SO_4对Zn的热力学模拟分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 富氯垃圾中SiO_2对Cd和Zn迁移特性的影响 |
| 5.1 SiO_2对重金属Cd迁移特性的影响 |
| 5.1.1 含PVC时SiO_2对Cd的影响 |
| 5.1.2 含NaCl时SiO_2对Cd的影响 |
| 5.1.3 两种富氯垃圾中SiO_2对Cd的影响比较 |
| 5.1.4 富氯垃圾与无氯垃圾中SiO_2对Cd的影响比较 |
| 5.1.5 SiO_2对Cd的热力学模拟分析 |
| 5.2 SiO_2对重金属Zn迁移特性的影响 |
| 5.2.1 含PVC时SiO_2对Zn的影响 |
| 5.2.2 含NaCl时SiO_2对Zn的影响 |
| 5.2.3 两种富氯垃圾中SiO_2对Zn的影响比较 |
| 5.2.4 富氯垃圾与无氯垃圾中SiO_2对Zn的影响比较 |
| 5.2.5 SiO_2对Zn的热力学模拟分析 |
| 5.3 本章小节 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间主要科研成果 |
（5）化工园区废水中1，2-二氯乙烷去除工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的和内容 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究内容 |
| 第2章 文献综述 |
| 2.1 化工废水 |
| 2.1.1 化工废水概述 |
| 2.1.2 化工废水处理技术 |
| 2.2 氯代烃类污染物的危害和处理技术 |
| 2.2.1 氯代烃类污染物的危害 |
| 2.2.2 氯代烃类污染物的处理技术 |
| 2.3 典型氯代烃类污染物1,2-二氯乙烷的危害和处理技术 |
| 2.3.1 我国1,2-二氯乙烷的污染现状 |
| 2.3.2 1,2-二氯乙烷的危害 |
| 2.3.3 1,2-二氯乙烷的处理技术 |
| 2.4 活性污泥法处理难降解有机污染物 |
| 2.4.1 生物处理技术特征 |
| 2.4.2 生物处理技术应用 |
| 2.4.3 高通量测序技术 |
| 2.5 芬顿氧化法处理难降解有机污染物 |
| 2.5.1 芬顿反应原理 |
| 2.5.2 芬顿反应分类 |
| 2.5.3 芬顿反应应用 |
| 第3章 实验材料、实验仪器、实验装置与分析方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.2 实验仪器与装置 |
| 3.3 分析方法 |
| 3.3.1 化学需氧量(COD)的测定 |
| 3.3.2 总有机碳(TOC)的测定 |
| 3.3.3 pH值的测定 |
| 3.3.4 过氧化氢浓度的测定 |
| 3.3.5 铁离子浓度的测定 |
| 3.3.6 1,2-二氯乙烷浓度的测定 |
| 3.3.7 活性污泥性能指标的测定 |
| 3.3.8 微生物群落多样性的测定 |
| 第4章 1,2-二氯乙烷毒性及生物降解可行性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验内容 |
| 4.2.1 高浓度1,2-二氯乙烷溶液配制方法 |
| 4.2.2 活性污泥耗氧抑制实验方法 |
| 4.2.3 硝化抑制实验方法 |
| 4.2.4 反硝化抑制实验方法 |
| 4.2.5 活性污泥生物降解实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 活性污泥耗氧抑制实验 |
| 4.3.2 硝化抑制实验 |
| 4.3.3 反硝化抑制实验 |
| 4.3.4 活性污泥生物降解实验 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 1,2-二氯乙烷降解污泥强化培养研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验内容 |
| 5.2.1 1,2-二氯乙烷降解污泥强化培养方法 |
| 5.2.2 1,2-二氯乙烷去除方式实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 活性污泥对1,2-二氯乙烷降解效能的变化 |
| 5.3.2 活性污泥对COD和TOC降解效能的变化 |
| 5.3.3 活性污泥性能指标的变化 |
| 5.3.4 活性污泥微生物形态的变化 |
| 5.3.5 1,2-二氯乙烷去除方式研究 |
| 5.3.6 驯化污泥对实际废水处理效果分析 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 微生物群落多样性组成分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验内容 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 OTU划分和分类鉴定结果统计 |
| 6.3.2 物种组成热图分析 |
| 6.3.3 α-指数分析 |
| 6.3.4 Rank-abundance曲线 |
| 6.3.5 主坐标(PCoA)分析 |
| 6.3.6 主成分(PCA)分析 |
| 6.3.7 微生物门水平物种组成分析 |
| 6.3.8 微生物属水平物种组成分析 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 芬顿氧化法降解1,2-二氯乙烷研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验内容 |
| 7.2.1 芬顿氧化实验方法 |
| 7.2.2 自由基捕获实验方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 H_2O_2初始浓度对1,2-二氯乙烷去除效果的影响 |
| 7.3.2 Fe~(2+)初始投加量对1,2-二氯乙烷去除效果的影响 |
| 7.3.3 初始pH值对1,2-二氯乙烷去除效果的影响 |
| 7.3.4 自由基捕获实验 |
| 7.4 小结 |
| 第8章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）煤气化灰渣资源环境属性研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 煤气化灰渣概述 |
| 1.1.1 煤气化的工艺过程 |
| 1.1.2 煤气化灰渣的产生 |
| 1.1.3 煤气化灰渣的利用现状 |
| 1.2 煤气化灰渣的资源属性 |
| 1.2.1 煤气化灰渣的物理性质 |
| 1.2.2 煤气化灰渣的化学性质 |
| 1.2.3 煤气化灰渣的结构特征 |
| 1.3 煤气化灰渣的环境影响 |
| 1.3.1 煤气化灰渣堆存的环境危害 |
| 1.3.2 煤气化灰渣中有毒有害元素 |
| 1.3.3 煤气化灰渣中重金属淋溶特性 |
| 1.4 主要研究思路与研究内容 |
| 1.4.1 研究思路 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验原料 |
| 2.2 化学试剂 |
| 2.3 实验设备 |
| 2.4 表征方法 |
| 第三章 典型煤气化灰渣的理化性质及结构特征 |
| 3.1 实验内容 |
| 3.1.1 物理表征 |
| 3.1.2 化学表征 |
| 3.1.3 结构表征 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 煤气化灰渣的物理性质 |
| 3.2.2 煤气化灰渣的化学性质 |
| 3.2.3 煤气化灰渣的结构分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 典型煤气化灰渣的重金属淋溶特征 |
| 4.1 实验内容 |
| 4.1.1 浸出毒性测试 |
| 4.1.2 静态浸淋测试 |
| 4.1.3 动态淋滤测试 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 煤气化灰渣的有毒有害元素浸出特性 |
| 4.2.2 煤气化灰渣中重金属元素静态浸溶特性 |
| 4.2.3 煤气化灰渣中重金属元素动态淋滤特性 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简况及联系方式 |
（7）卫生杀虫剂研发项目的风险管理及实证研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 背景介绍 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究意义和应用价值 |
| 1.3 研究方案与技术路线 |
| 第2章 研发项目风险管理综述 |
| 2.1 相关理论 |
| 2.1.1 风险的概念 |
| 2.1.2 项目风险的含义 |
| 2.1.3 项目风险的特点 |
| 2.1.4 项目风险管理基本程序 |
| 2.2 研发项目风险管理进展 |
| 第3章 卫生杀虫剂研发项目 |
| 3.1 卫生杀虫剂研发项目生命周期 |
| 3.2 卫生杀虫剂研发项目特点 |
| 3.3 卫生杀虫剂研发项目管理难点 |
| 3.4 卫生杀虫剂研发项目流程 |
| 第4章 卫生杀虫剂研发项目风险管理体系 |
| 4.1 卫生杀虫剂研发项目风险管理流程 |
| 4.2 卫生杀虫剂研发项目风险分类 |
| 4.3 卫生杀虫剂研发项目风险计划与识别 |
| 4.3.1 使用不同方法开展风险计划与识别 |
| 4.3.2 不同方法结果比对 |
| 4.4 卫生杀虫剂研发项目风险分析与评估 |
| 4.5 卫生杀虫剂研发项目风险应对与策略 |
| 4.6 卫生杀虫剂研发项目风险监测与控制 |
| 第5章 卫生杀虫剂研发项目风险管理实证研究 |
| 5.1 项目概述 |
| 5.2. 项目风险管理规划 |
| 5.3 项目风险管理实践 |
| 5.4 项目风险管理经验与问题 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附表1 组织风险管理成熟度检查表 |
| 附表2 |
（8）光协同铁基—酚醛树脂原位芬顿氧化体系去除洛克沙胂的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究现状 |
| 1.1.1 我国水资源现状 |
| 1.1.2 苯胂酸应用现状 |
| 1.2 苯胂酸废水的处理技术 |
| 1.2.1 生物法 |
| 1.2.2 吸附法 |
| 1.2.3 高级氧化技术 |
| 1.2.3.1 光氧化技术 |
| 1.2.3.2 Fenton技术 |
| 1.2.3.3 其他高级氧化技术 |
| 1.3 基于酚醛树脂自产H_2O_2的新型Fenton技术 |
| 1.3.1 RF的结构及特性 |
| 1.3.2 RF在污染物去除中的应用 |
| 1.4 本课题主要的研究内容 |
| 1.5 课题来源 |
| 第2章 实验材料及方法 |
| 2.1 实验试剂及设备 |
| 2.1.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 材料的合成 |
| 2.2.1.1 RF的制备 |
| 2.1.1.2 FeS_2-RF的制备 |
| 2.2.2 溶液的配制 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 H_2O_2的分析方法 |
| 2.3.2 苯胂酸的分析方法 |
| 2.3.3 无机砷分析方法 |
| 2.3.4 新兴有机污染物(EOCs)的分析方法 |
| 2.3.5 自由基检测分析方法 |
| 2.3.6 中间产物分析方法 |
| 第3章 光协同Fe(Ⅱ) /RF体系对水体中苯胂酸等污染物的去除研究 |
| 3.1 材料的表征 |
| 3.1.1 外观形貌分析 |
| 3.1.2 X射线光电子能谱分析 |
| 3.1.3 VB-XPS及紫外可见漫反射(UV-DRS)光谱分析 |
| 3.2 材料的性能测试 |
| 3.2.1 基本性能测试 |
| 3.2.1.1 H_2O_2产量动力学实验 |
| 3.2.1.2 暗吸附实验 |
| 3.2.2 理化条件影响测试 |
| 3.2.2.1 Fe(Ⅱ)投加量的影响实验 |
| 3.2.2.2 必要因素影响实验 |
| 3.2.2.3 降解后砷形态的研究 |
| 3.2.2.4 pH影响实验 |
| 3.2.2.5 总砷及TOC的去除探究 |
| 3.2.3 氧化机理探究 |
| 3.2.3.1 自由基清除实验 |
| 3.2.3.2 自由基检测分析 |
| 3.2.4 Fe(Ⅱ)/RF体系去除EOCs的性能探究 |
| 3.2.4.1 Fe(Ⅱ)投加量影响实验 |
| 3.2.4.2 Phenol浓度的影响实验 |
| 3.2.4.3 必要因素影响实验 |
| 3.2.4.4 对多种EOCs的降解实验 |
| 3.2.4.5 EOCs的TOC去除率 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 FeS_2改性RF材料的制备及其对水体中苯胂酸的去除研究 |
| 4.1 材料的表征 |
| 4.1.1 外观形貌分析 |
| 4.1.2 X射线衍射分析(RD) |
| 4.1.3 X射线光电子能谱分析 |
| 4.2 材料性能测试 |
| 4.2.1 FeS_2-RF体系的氧化性能 |
| 4.2.1.1 FeS_2负载量影响实验 |
| 4.2.1.2 必要因素影响实验 |
| 4.2.2 pH影响实验 |
| 4.2.3 离子影响实验 |
| 4.2.3.1 阳离子影响实验 |
| 4.2.3.2 阴离子影响实验 |
| 4.2.4 腐殖酸影响实验 |
| 4.2.5 自由基清除实验 |
| 4.2.6 自由基检测分析 |
| 4.2.7 循环实验 |
| 4.2.8 TOC及总砷去除的探究 |
| 4.2.8.1 pH影响实验的TOC及总砷去除率 |
| 4.2.8.2 循环实验的TOC及总砷去除率 |
| 4.2.8.3 腐殖酸浓度影响实验的TOC及总砷去除率 |
| 4.2.9 降解产物及降解路径分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 总结及展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间主要科研成果 |
（9）新型溴系阻燃剂十溴二苯乙烷在土壤系统中的富集转化及毒性效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 十溴二苯乙烷(DBDPE)简介 |
| 1.2.1 DBDPE的生产和使用现状 |
| 1.2.2 DBDPE的污染状况 |
| 1.2.3 DBDPE的环境危害及人体健康风险 |
| 1.3 蚯蚓在生态毒理学研究中的应用 |
| 1.3.1 蚯蚓在土壤生态风险评估中的应用 |
| 1.3.2 蚯蚓个体水平指标在毒理学中的应用 |
| 1.3.3 蚯蚓组织器官水平指标在毒理学中的应用 |
| 1.3.4 蚯蚓分子细胞水平指标在毒理学中的应用 |
| 1.4 微生物在生态毒理学研究中的应用 |
| 1.4.1 微生物在生态风险评估中的应用 |
| 1.4.2 微生物活性对污染物的响应 |
| 1.4.3 土壤酶对污染物的响应 |
| 1.4.4 微生物群落对污染物响应 |
| 1.4.5 微生物与污染物之间的相互作用 |
| 1.5 论文研究目的及主要内容 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 DBDPE在蚯蚓体内的富集、清除及生物转化研究 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试生物 |
| 2.2 实验所需试剂和仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 土壤染毒及实验设计 |
| 2.3.2 土壤、蚯蚓及蚓粪中DBDPE含量的测定 |
| 2.3.3 生物富集因子(BAFs)及清除参数计算 |
| 2.3.4 DBDPE降解产物的探究 |
| 2.3.5 蚯蚓组织病理学及微观结构观察 |
| 2.4 数据分析 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 土壤中DBDPE浓度变化 |
| 2.5.2 蚯蚓体内DBDPE的富集规律 |
| 2.5.3 蚯蚓体内DBDPE的清除规律 |
| 2.5.4 蚯蚓体内DBDPE的生物转化 |
| 2.5.5 蚯蚓组织及微观表面结构变化 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 DBDPE暴露对蚯蚓的毒性效应研究 |
| 3.1 供试材料 |
| 3.1.1 供试土壤 |
| 3.1.2 供试生物 |
| 3.2 实验所需试剂和仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 个体水平实验设计 |
| 3.3.2 组织水平实验设计 |
| 3.4 数据分析 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 DBDPE胁迫对蚯蚓个体生长及行为特征的影响 |
| 3.5.2 DBDPE胁迫下蚯蚓体内T-AOC的响应 |
| 3.5.3 DBDPE胁迫下蚯蚓体内抗氧化酶(SOD和CAT)的响应 |
| 3.5.4 DBDPE胁迫下蚯蚓体内解毒酶(CYP450和GST)的响应 |
| 3.5.5 DBDPE胁迫下蚯蚓体内MDA含量的变化 |
| 3.5.6 DBDPE胁迫下蚯蚓体内ROS的变化 |
| 3.5.7 DBDPE胁迫下蚯蚓体内各生物指标的相关性研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 DBDPE暴露对土壤微生物毒性效应研究 |
| 4.1 供试土壤 |
| 4.2 实验所需试剂和仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 实验设计 |
| 4.3.2 微生物活性的测定 |
| 4.3.3 土壤酶的测定 |
| 4.3.4 微生物多样性的分析 |
| 4.4 数据分析 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 4.5.1 DBDPE胁迫对土壤微生物量碳(MBC)的影响 |
| 4.5.2 DBDPE胁迫对土壤基础呼吸作用(SBR)的影响 |
| 4.5.3 DBDPE胁迫对土壤代谢熵(qCO_2)的影响 |
| 4.5.4 DBDPE胁迫对土壤脲酶(US)的影响 |
| 4.5.5 DBDPE胁迫对土壤荧光素二乙酸酯水解酶(FDA)活性的影响 |
| 4.5.6 DBDPE胁迫对微生物群落结构的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间学术成果及所获荣誉 |
（10）定制研发生产型制药企业本质安全和风险控制技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1. 研究背景 |
| 1.2. 化工行业典型事故案例 |
| 1.3. 现存问题 |
| 1.4. 研究目的和意义 |
| 第二章 国内外研究动态 |
| 2.1. 本质安全概念、定义及方法的发展历程 |
| 2.2. BAT (Best Available Techniques) |
| 2.3. 化学合成类制药行业污染防治可行技术 |
| 2.4. 园区化工企业建设标准化方案 |
| 第三章 研究技术路线 |
| 3.1. CDMO概念介绍 |
| 3.2. 研究内容 |
| 3.3. 技术路线 |
| 3.3.1. 风险评估方法选择 |
| 3.3.2. 综合本质安全指数法(CISI)原理 |
| 3.3.3. 综合本质安全指数法(CISI)评估流程 |
| 3.4. 研究对象介绍 |
| 3.4.1. 产品方案 |
| 3.4.2. 产品工艺概况 |
| 3.4.3. 产品工艺流程简述 |
| 3.5. 本章小结 |
| 第四章 使用CISI方法对CDMO多功能车间进行风险评估 |
| 4.1. 采用综合本质安全指数法(CISI)对K218合成工段进行风险评估 |
| 4.1.1. 工艺流程描述 |
| 4.1.2 物料平衡描述 |
| 4.1.3. 确定每个单元化学品的流量 |
| 4.1.4 确定所有化学品严重度得分 |
| 4.1.5. 确定反应性得分 |
| 4.1.6. 确定设备化学品安全指数I_(ECI) |
| 4.1.7. 确定设备工艺安全指数 |
| 4.1.8. 确定设备安全指数 |
| 4.1.9. 确定设备连接部分安全指数 |
| 4.1.10. 确定整体本质安全指数 |
| 4.2. 采用综合本质安全指数法(CISI)对T356酰化工段进行风险评估 |
| 4.2.1. 工艺流程描述 |
| 4.2.2. 物料平衡描述 |
| 4.2.3. 确定每个单元化学品的流量FR |
| 4.2.4. 确定所有化学品严重度Sc |
| 4.2.5. 确定反应性得分 |
| 4.2.6. 确定设备化学品安全指数 |
| 4.2.7. 确定设备工艺安全指数 |
| 4.2.8. 确定设备安全指数 |
| 4.2.9. 确定设备连接部分安全指数 |
| 4.2.10. 确定整体本质安全指数 |
| 4.3. CISI评估结果对比分析及CISI适用性分析 |
| 4.4. CDMO项目的本质安全风险因素汇总分析 |
| 4.4.1. 化学品严重度涉及的风险因素 |
| 4.4.2. 化学品反应性涉及的风险因素 |
| 4.4.3. 设备运行工艺操作过程涉及的风险因素 |
| 4.4.4. 设备运行及流程连接涉及的风险因素 |
| 4.5. 本章小结 |
| 第五章 CDMO多功能车间设计阶段采取BAT降低风险实践 |
| 5.1. 多功能车间布局设计 |
| 5.2. 原料储存和输送设计 |
| 5.2.1. 罐区溶剂储存和输送、计量、装卸设计 |
| 5.2.2. 桶装溶剂加料设计 |
| 5.2.3. 固体物料分料、加料设计 |
| 5.2.4. 多功能分配站设计 |
| 5.3. 反应釜和容器设计 |
| 5.4. 过程控制系统设计 |
| 5.4.1. DCS控制系统设计 |
| 5.4.2. 重点监管的危险化工工艺采取的紧急停车控制措施 |
| 5.4.3. 重点监管的危险化学品采取的控制措施 |
| 5.4.4. 溶剂回收采取的控制措施 |
| 5.5. 纯化分离单元设计 |
| 5.5.1. 固液分离单元设计 |
| 5.5.2. 成品包装设计 |
| 5.5.3. 干燥单元设计 |
| 5.6. 泄放收集系统设计 |
| 5.7. 公用工程系统设计 |
| 5.7.1. 换热器和真空泵方案设计 |
| 5.7.2. 车间通风系统方案设计 |
| 5.7.3. 制冷方案设计 |
| 5.8. 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 |
四、华东理工大学环境工程研究所（论文参考文献）
- [1]工程伦理教育的关键机制研究[D]. 李恒. 浙江大学, 2021(01)
- [2]基于HepG2细胞脂质组学方法对黄浦江水质的综合评价[J]. 印月,镇华君,修光利. 生态毒理学报, 2021(04)
- [3]高校绿色工程教育实践路径研究——以华东理工大学为例[J]. 黄婕,张帆,张先梅,周玲,辛忠,王慧锋. 化工高等教育, 2021(03)
- [4]富氯垃圾焚烧过程中重金属Cd和Zn的迁移特性研究[D]. 吴安. 华东理工大学, 2021(08)
- [5]化工园区废水中1，2-二氯乙烷去除工艺研究[D]. 赵兰辉. 华东理工大学, 2021(08)
- [6]煤气化灰渣资源环境属性研究[D]. 仇韩峰. 山西大学, 2021
- [7]卫生杀虫剂研发项目的风险管理及实证研究[D]. 顾文彪. 华东理工大学, 2021(08)
- [8]光协同铁基—酚醛树脂原位芬顿氧化体系去除洛克沙胂的机理研究[D]. 何洁. 华东理工大学, 2021
- [9]新型溴系阻燃剂十溴二苯乙烷在土壤系统中的富集转化及毒性效应[D]. 蒋玲玲. 华东理工大学, 2021(08)
- [10]定制研发生产型制药企业本质安全和风险控制技术研究[D]. 孙凯. 华东理工大学, 2021(08)