一、土霉素处理废水作农业灌溉用水的研究（论文文献综述）
陈虎[1]（2021）在《一株蜡样芽孢杆菌诱导矿化碳酸锰矿物及对镉的吸附研究》文中指出在喀斯特碳酸盐岩高镉背景值下,生态环境中土壤微生物的生命活动与环境金属离子有着密切联系,微生物的生命代谢活动及诱导矿化功能对环境中重金属离子迁移转化有着一定影响。通过探索锰矿化细菌诱导矿化形成碳酸锰的作用机理、生物成因碳酸锰矿物对重金属镉（Cd）的吸附作用,对认识喀斯特地区环境微生物的生物学功能以及微生物调控途径、生物成因吸附剂材料对重金属的机理和应用有着重要意义和价值。本文中在贵州省罗甸县喀斯特地区耕地中分离筛选到一株对锰具有矿化能力的优势菌-蜡样芽孢杆菌（Bacillus cereus）CH-1,研究该菌株诱导形成碳酸锰矿物的生理作用以及生物成因碳酸锰矿物对重金属镉（Cd）吸附机理。主要成果如下:1.在贵州省罗甸县打号村耕地土壤中筛选得到6株锰矿化细菌,并通过LBB法鉴定其锰矿化能力,确定6号菌株较其他菌株具有较强的矿化能力,命名为CH-1。2.CH-1菌株生长条件优化及生长曲线,在初始p H为7.0时菌体数目最高,锰矿化细菌CH-1在2-27 h处于对数生长期,27-44 h处于稳定期,随后进入衰退期。CH-1菌落形态呈圆形,表面褶皱,微微隆起,呈乳白色,革兰氏染色为阳性菌,能运动,能还原硝酸盐,不能水解淀粉,伏普和甲基红实验均为阳性。经16S r RNA分子鉴定,该菌株与蜡样芽孢杆菌（Bacillus cereus）同源性最高,相似性为100%,因此可初步判定为蜡样芽孢杆菌。3.使用蜡样芽孢杆菌CH-1诱导合成碳酸锰矿物,结果表明在培养至第3天时出现矿物沉淀,当培养至第20天后矿物呈刺球状;液相产物中多糖含量随着时间推移而增加,且p H从初始7.0升高至9.0以上。4.生物成因碳酸锰矿物对重金属镉（Cd）吸附,结果表明在吸附36 h后达到吸附平衡,在p H为7.0,吸附剂投放量为1.2 g/L时体系中吸附效果最佳,符合拟二级吸附反应动力学模型,吸附量为16.49 mg/g。吸附热力学拟合分析可知生物成因碳酸锰矿物对镉（Cd）吸附过程符合Langmuir等温吸附模型,最大吸附量为60.168 mg/g,并确定生物成因碳酸锰矿物的吸附类型为单层吸附。5.对比吸附前后的生物成因碳酸锰矿物的差异变化,结果表明生物成因碳酸锰矿物表面富含较多吸附官能团,其中对镉发生吸附反应的官能团为C=O,吸附前后红外吸收峰发生微弱变化。以上实验结果表明,锰矿化细菌CH-1为锰矿化的优势菌,及其诱导形成的碳酸锰矿物对重金属镉（Cd）具有较好的螯合固持作用,对环境重金属污染具有较好的修复价值,为研制新型吸附剂材料提供开发思路和理论科学依据。
丁笑寒[2]（2021）在《城市污水再生水中典型病毒与药物的风险评价》文中研究指明在当前水资源严重短缺的形势下,再生水作为“第二水源”,将其合理回用,可减少水环境再次污染的同时也可缓解水资源紧缺,具有社会、经济、环境三重效益。随着再生水不断地推广应用,其中的某些有害污染物在回用过程中可能会对人体健康与生态环境安全带来一定的潜在危害。为保障再生水在回用过程中的安全性,评价回用过程中各类风险因子对人体和生态的潜在危害和风险具有十分重要的现实意义,以便为当地再生水回用的风险管理与控制提供理论依据和数据支持。本研究以3种典型人体肠道内病毒腺病毒（Ad V）、肠道病毒（EV）、轮状病毒（RV）和5种典型药物氧氟沙星（OFL）、罗红霉素（ROX）、磺胺甲恶唑（SMZ）、四环素（TC）、对乙酰氨基酚（AP）为研究对象,分别利用实时荧光定量q PCR和高效液相色谱质谱连用技术HPLC-MS对青岛市3座城市污水处理厂再生水及其补给河道段中的病毒和药物进行检测。基于检出结果,结合剂量反应关系,利用“四步法”对上述8个风险因子在城市绿化、道路降尘、景观用水、家用绿化以及冲厕等不同再生水回用途径下暴露的职业与非职业人员的人体健康风险进行评价。同时参考药物的毒性数值结合风险等级,利用风险商值RQs法对WWTP-2四期工程三级出水补给河道时对生态环境存在的风险进行评价。主要结论如下:1、再生水中典型病毒的健康风险评价（1）56个样品中仅4个样品呈现HAd V阳性,检出浓度在ND～924.44 copies/L范围内,EV与RV均未有检出。（2）以10-4/a为病毒感染可接受个人年风险,WWTP-1再生水厂出水、WWTP-2一期与四期工程三级出水回用作城市绿化、道路降尘、景观用水、家用绿化以及冲洗厕所等途径时,HAd V对暴露人群具有一定的健康风险且职业人员的一次受感染风险Pi略高于非职业人员。（3）通过比较城市绿化、道路降尘、景观用水、家用绿化以及冲洗厕所等回用途径下再生水中HAd V对人体健康风险大小可知,上述各回用途径对职业人员的健康风险大小依次为:城市绿化≈道路降尘≈景观用水>家用绿化>冲洗厕所;对非职业人员的健康风险大小则依次为:城市绿化>道路降尘>景观用水>家用绿化>冲洗厕所。2、再生水中药物残留的健康风险评价（1）再生水中OFL、ROX、TC以及AP的检出浓度范围分别为0.96～11.13 ng/L、0.79～7.52 ng/L、ND～0.01 ng/L、ND～0.01 ng/L,SMZ未有检出。（2）以10-8/a为药物残留对人体健康风险可忽略水平,WWTP-2四期工程三级出水回用作城市绿化、道路降尘、景观用水、家用绿化以及冲洗厕所等途径时,OFL、ROX、TC以及AP对暴露人群所产生的健康年风险可忽略。（3）通过比较城市绿化、道路降尘、景观用水、家用绿化以及冲洗厕所等回用途径下再生水中每种药物残留对人体健康风险大小可知,上述各回用途径下各药物残留对职业人员的健康风险大小依次为:道路降尘>城市绿化>景观用水>家用绿化>冲洗厕所,对非职业人员的健康风险大小则依次为:城市绿化>道路降尘>家用绿化>景观用水>冲洗厕所。3、再生水补给河道中药物残留的生态风险评价（1）再生水补给河道舞阳路段水样中OFL、ROX以及AP这三种药物检出浓度范围分别为1.75～10.47 ng/L、1.38～7.36 ng/L、ND～1.10 ng/L,SMZ与TC未有检出;OFL对暴露于该浓度下的水生生物呈现中等风险,ROX与AP对暴露于该浓度下的水生生物呈现低风险,SMZ与TC对生态环境的风险并不显着。（2）再生水四期工程总排水口上游水样中OFL、ROX、SMZ、TC以及AP这五种药物检出浓度范围分别为1.48～9.72 ng/L、ND～5.88 ng/L、ND～0.19 ng/L、ND～2.15 ng/L,SMZ未有检出;OFL对暴露于该浓度下的水生生物呈现中等风险,ROX、TC以及AP对暴露于该浓度下的水生生物呈现低风险,SMZ对生态环境的风险并不显着。
唐俊杰[3]（2021）在《一体式农村污水处理设备填料性能及抗生素去除研究》文中研究指明农村污水排放量大、处理率低,对农村环境污染严重。目前,农村污水的治理主要朝着一体化设备方向发展,但我国污水处理一体化设备仍处于起步阶段,存在对污水中的氮、磷以及典型污染物的去除能力有限,且处理构筑物占地过大,小规模设备后期运行较差等一系列问题。移动床生物膜反应器（Moving Bed Biofilm Reactor,MBBR）工艺结合了生物膜和活性污泥法的优势,具有抗冲击性能强和长期运行稳定性高等特点,已经成为一体式农村污水处理的主流工艺之一。现阶段大多数MBBR工艺悬浮填料研究侧重于其水质净化能力,却忽略了填料的挂膜速率与MBBR工艺启动时间的关系。近年来,越来越多农村污水研究中检测出了抗生素残留,目前对农村污水的研究主要集中在氮、磷的去除机理方面,很少关注农村污水中抗生素的去除机理。因此,探讨填料性能对MBBR一体化设备处理农村污水中常规污染物的同时,实现对抗生素的去除成为了新的关注点。本文以福建省某乡的实际农村生活污水为处理对象,结合膜生物反应器（Membrane Bio-Reactor,MBR）工艺,通过构建“缺氧-好氧的MBBR-好氧的MBR（A-MBBR-MBR）”一体化设备。试验结果显示,A-MBBR-MBR一体化设备对COD的去除率为93.33%,NH4+-N去除率为90%,TN最高去除能达到70%以上,设备对常规污染物具有良好的去除作用。不同悬浮填料对一体化设备的污水处理效果不同。在挂膜过程中,PPC生物填料的生物量和生长速率高于聚氨酯浮球填料、辫带式浮球填料、聚氨酯海绵填料和聚乙烯（PE）塑料悬浮填料。在小试试验中PE塑料悬浮填料对COD、NH4+-N的去除效果优于其余4种填料。将PE填料和PPC填料分别投加到两套一体式设备中,在稳定运行阶段PPC填料设备对常规污染物去除效果更优,PPC填料设备对COD、NH4+-N和TN的平均去除率比PE填料设备分别高1.51%、9.22%和8.63%。以出水满足城镇污水排放一级A标准为设备启动完成标志,PPC填料设备启动时间比PE填料设备启动时间短6天。通过计算,PPC填料设备与PE填料设备中表观污泥产率分别为0.08 kg MLSS/kg COD、0.15 kg MLSS/kg COD,PPC填料设备有着更低的污泥产量,更加有利于农村污水处理一体化设备长期运行维护和管理。在PPC填料型A-MBBR-MBR一体化设备的长期运行过程中,设备对COD、NH4+-N、TN和TP的平均去除率分别为81.85%、92.63%、72.15%和22.04%,对有机物、NH4+-N和TN实现了长期稳定的去除。缺氧-好氧MBBR-好氧MBR设备对各类抗生素都有着一定的去除效果。稳定运行的A-MBBR-MBR设备对四环素类和大环内酯类抗生素的去除效果较差,去除率分别为12.52%～21.89%、20.07%～35.84%;对磺胺类和喹诺酮类抗生素的去除率较高,分别为41.83%～60.00%、38.53%～45.14%。对比不同规模的农村污水处理系统,A-MBBR-MBR、生物转盘+人工湿地、生物转盘、A2O/MBR对目标抗生素的去除率分别为14.22%～60.15%、-4.79%～54.19%、-1.4%～67.62%、-3.18%～53.92%,结果显示A-MBBR-MBR一体化设备对抗生素的去除效果较好。通过不同规模的农村污水处理设备对常规污染物去除率与各类抗生素去除率的相关性分析发现,A-MBBR-MBR一体化设备实现对常规污染物去除效果较好的同时,对目标抗生素削减有一定的促进作用。采用建立风险商值（Risk quotient,RQ）综合评价体系来评估不同规模的农村污水处理设备出水中残留抗生素对环境的影响,不同设备的出水对环境均有一定的生态风险,农村污水处理设备的抗生素去除能力需要进一步提升。
王秋菊[4]（2021）在《抗生素菌渣与污泥热解资源化利用效能与机理研究》文中研究说明抗生素生产过程中会产生大量的含抗生素残留和抗性基因的菌渣、废水及废水处理过程中产生的污泥,其中仅菌渣一项我国年产量就超过200万吨以上,处理处置不当,会造成严重的生态环境危害。针对抗生素菌渣和污泥处理处置难题,本文研究了抗生素菌渣和污泥的热解特性和热解动力学,考察了菌渣和污泥热解过程中气态产物的释放特征和氮转化,并探讨了热解过程中抗生素、抗性基因无害化机制;通过将抗生素菌渣和污泥热解后产生的生物炭作为吸附剂研究了抗生素菌渣与污泥基生物炭对水中污染物的去除效能和机理;为提高菌渣基生物炭的应用价值,考察了铁活化制备磁性生物炭对水中污染物的吸附性能。首先对抗生素菌渣和污泥进行热解研究发现,抗生素菌渣（AR）有机质含量较高,热解性能良好,其热解主要发生在50-550°C温度范围;污泥（AS）中无机物含量较高,热解性能差,其热解主要发生在50-450°C和650-850°C温度范围;菌渣热解的主要气态产物有单环芳烃、醇类和含氮有机物等,而单环芳烃和含氮有机物是污泥热解的主要气态产物。对菌渣和污泥中的氮进行研究发现,菌渣中氮主要为蛋白质氮、腈氮和吡啶氮。抗生素污泥中氮主要是吡咯氮、腈氮、蛋白质氮、吡啶氮和季氮,且两者热解产生的生物炭的氮含量均随热解温度的升高而下降。当温度高于600°C时,菌渣与污泥基生物炭中的含氮有机物均以吡啶氮和吡咯氮为主。对抗生素菌渣和污泥及其热解后产生的生物炭中的抗性基因进行检测发现菌渣和污泥中均含有多种的β-内酰胺类耐药基因,其中菌渣中检测到23种耐药基因,污泥中36种。在600°C和800°C热解后,两者中的β-内酰胺抗性基因全部被破坏。青霉素V的热分解主要发生在300°C以下,在500°C时几乎完全分解。热解温度高于600°C,可以保证青霉素发酵残渣或污泥热解后产生的生物炭中不含青霉素残留和抗性基因。研究抗生素菌渣和污泥基生物炭对水中污染物的去除效果发现,800°C热解制备的抗生素菌渣基生物炭（ARB8）和600°C热解制备污泥基生物炭（ASB6）对水中低浓度青霉素有较好的吸附效果。ARB8对青霉素V的吸附过程符合准一级动力学模型且可以用Langmuir吸附等温模型进行较好的描述,平衡吸附量为5.89 mg/g。ASB6对青霉素V的吸附则更符合准一级动力学和颗粒内扩散模型,平衡吸附量为10.73 mg/g。Freundlich吸附等温模型可以较好的描述吸附过程。青霉素V在ARB8上的吸附主要是由于青霉素V分子与ARB8上的芳香环之间的弱相互作用,青霉素V分子上的结合位点主要是芳香环和H,ARB8上的活性吸附位点主要是芳香环及其边缘官能团,青霉素V在ASB6上的吸附主要是由于青霉素V分子与Fe3O4的强相互作用,青霉素V分子上的结合位点主要是C=O和COO-,ASB6表面的活性位点主要是Fe3O4表面的Fe。对于水中草甘膦的去除,600°C热解制备的抗生素菌渣基生物炭（ARB6）和800°C热解制备污泥基生物炭（ASB8）的效果较好。ARB6和ASB8对草甘膦的吸附过程均符合准二级动力学模型;ARB6对草甘膦的吸附符合Freundlich吸附等温模型,而ASB8对草甘膦的吸附可以用Langmuir吸附等温模型进行较好的描述。抗生素菌渣经热解、K2FeO4活化、酸洗等工艺制备比表面积高、磁选性能好、表面纳米结构的磁性生物炭(MCHCl和MCHAc)。MCHCl对青霉素V的吸附符合准一级动力学模型。MCHAc对青霉素V的吸附则同时符合准一级和准二级动力学模型。同时,颗粒内扩散模型也可以很好的描述两种吸附剂对青霉素V的吸附。对草甘膦的吸附均符合准二级动力学模型。青霉素V和草甘膦在MCHCl和MCHAc上的吸附均符合Langmuir吸附等温线模型,吸附都是自发进行的吸热过程,且均为熵增过程。青霉素V在MCHCl和MCHAc的最大吸附量分别为反应温度为308 K时的196.08 mg/g和322.58 mg/g,草甘膦在MCHCl和MCHAc的最大吸附量分别为反应温度为318K时的23.42 mg/g和79.37 mg/g,MCHAc对水中两种污染物的吸附效果明显优于MCHCl。MCHCl再生前后吸附量略有下降,再生性能良好;MCHAc再生前后吸附量迅速下降,但经过5次再生后吸附性能仍优于MCHCl。本研究提出了抗生素菌渣和污泥热解安全处理处置与安全资源化利用的技术路线,为抗生素菌渣和污泥能源化与材料化利用提供了理论基础与科学依据。
左陆珅[5]（2020）在《高氨氮工业废水中典型抑制因子对一体式厌氧氨氧化工艺脱氮效能的影响与模型研究》文中研究表明一体式厌氧氨氧化（PN/A）工艺以高效、经济、节能等特点在工业废水处理领域展现出广阔的应用前景,然而工业废水中存在的高盐度、抗生素等抑制因子成为限制PN/A系统工程化应用的主要瓶颈。本文以典型高氨氮工业废水中残留的高盐度、金霉素（CTC）为例,分别研究了两种抑制因子对PN/A系统脱氮性能的影响,通过分析PN/A系统的脱氮负荷（NRR）、微生物活性、群落结构等变化,探究高盐度及CTC对PN/A系统的影响。同时,基于小试试验构建了高盐度及CTC对PN/A系统脱氮性能的抑制模型,并在中试试验中验证该模型的拟合效果。此外,开发了高盐度抑制条件下投加外源甜菜碱（GB）的恢复策略,以及投加外源联氨（N2H4）强化厌氧氨氧化菌（An AOB）活性的策略,并构建了相应条件下的恢复及强化模型。主要研究结果如下:（1）针对高氨氮工业废水中高盐度的抑制问题,探究了不同盐度条件下PN/A系统脱氮性能短期、长期的变化,以及投加外源甜菜碱的恢复策略。短期试验结果发现,Na Cl、Na2SO4及Na F对PN/A系统的半数抑制浓度(IC50)分别为15.2、12.7及1.46 g/L。投加外源GB可缓解不同高盐度条件下的抑制,最优投加浓度为1 m M。在长期试验过程中,进水盐度提升至30 g/L Na Cl时,系统NRR由0.360kg N/m3/d骤降至0.084 kg N/m3/d,随着系统对高盐度条件的适应,70天后系统NRR恢复至初始水平。通过投加外源GB来缩短PN/A系统的适应时间,结果发现仅投加一次GB的恢复时间为50天,连续投加GB的恢复时间进一步缩短为40天。此外,PN/A系统进一步处理了典型高氨氮高盐度稀土废水,NRR可达到0.5kg N/m3/d以上,证明了PN/A系统处理高氨氮高盐度废水的可行性。（2）构建了高盐度抑制及GB恢复条件下PN/A系统功能菌种活性变化模型,得出GB对氨氧化细菌（AOB）和An AOB的半饱和常数KGB,A和KGB,N分别为0.86和0.75 m M,GB的抑制常数KIG,A和KIG,N分别为9.5和24.2 m M。该模型较好地拟合了PN/A系统处理高盐度模拟废水（R2=0.960）和实际稀土废水（R2=0.832）的脱氮性能,同时,对煤化工废水的中试研究（R2=0.778）也起到一定的指导作用。此外,恢复模型提出了PN/A系统在处理高氨氮高盐度稀土废水过程中的最优污泥停留时间（SRT,50天）和GB的最优投加量（1 m M）。（3）针对高氨氮工业废水中抗生素的抑制问题,探究了不同CTC浓度条件下PN/A系统脱氮效能的变化。短期抑制结果发现,CTC对AOB和AnAOB的IC50分别为204.3和185.4 mg/L。长期抑制过程中,60 mg/L CTC条件下NRR从初始的0.70 kg N/m3/d逐渐降低至0.22 kg N/m3/d,进水CTC浓度下降至20 mg/L后系统NRR继续降低至0 kg N/m3/d,但是完全去除CTC干扰后,NRR在30天内仅恢复至0.10 kg N/m3/d。此外,成功构建了CTC对PN/A系统脱氮性能的抑制模型,模型较好地拟合了PN/A系统处理模拟废水和实际金霉素生产废水的脱氮性能变化（R2=0.978和0.903）,证明了该抑制模型的有效性和可靠性。（4）针对PN/A工艺抑制后恢复较慢的问题,开发了投加外源N2H4提高AnAOB活性强化策略。短期试验结果发现,投加外源N2H4后AnAOB活性提高了42%,并加速了NO2--N的降解,其最大降解速率可达到212.02 mg N/g VSS/d。基于短期试验结果,成功构建了投加外源N2H4的An AOB活性强化模型,得出N2H4的半饱和常数KN2H4为5.88 mg/L,对NO2--N、NO3--N降解的促进系数CNO2和CNO3分别为20.7和55.2 mg/L。模型较好地拟合了长期投加外源N2H4后An AOB活性的恢复规律（R2=0.967）,证明了该活性强化模型的有效性和可靠性。
张帆[6]（2020）在《上海污水厂新型污染物分布特征及其风险评估》文中研究表明
金聪敏[7]（2020）在《四环素胁迫下蚯蚓体内的毒性效应研究》文中认为抗生素因高残留难降解特点导致其为生态环境安全带来潜在危害。其中,四环素类抗生素对土壤生态系统会产生较大影响。蚯蚓作为土壤生态系统健康程度的指示性生物,在一定程度上对土壤中污染物的潜在危害及程度做出判断。本试验以赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）为对象,以盐酸四环素为外源胁迫物质进行研究:（1）采用滤纸试验法开展蚯蚓的急性毒性效应研究;（2）采用人工土壤试验法探究不同胁迫时间下蚯蚓体内主要氧化应激指标的变化;（3）利用因子分析模型筛选出不同胁迫浓度下蚯蚓体内能够指示胁迫程度的主要氧化应激指标;（4）探讨蚯蚓体内微生物群落功能多样性随着胁迫时间的变化趋势;（5）建立典型相关分析模型,研究蚯蚓体内微生物对不同碳源的利用强度变化;（6）探讨不同胁迫浓度下蚯蚓体内主要氧化应激指标与微生物群落碳源利用之间的关系变化。本文旨在阐明四环素胁迫对蚯蚓的毒性效应,探讨四环素胁迫下的蚯蚓体内的中毒机制,对评价四环素类抗生素的生态风险具有重要意义。研究结果表明:（1）蚯蚓不同部位主要氧化应激指标的变化存在差异性。胁迫1-3 d:抗氧化酶SOD在蚯蚓头部组织中发挥主要作用;而解毒酶GST在蚯蚓头部发挥解毒作用。胁迫4-7 d:SOD在蚯蚓头部组织中发挥作用;解毒酶ACh E在蚯蚓头部发挥作用。胁迫8-10 d:抗氧化酶GPX在蚯蚓头部占主要地位。胁迫20-30 d:CAT、GPX在蚯蚓头部、POD在蚯蚓尾部发挥作用;MDA出现在蚯蚓尾部组织中;解毒酶GST主要在蚯蚓尾部发挥作用,ACh E则在蚯蚓头部发挥作用。（2）不同胁迫浓度下蚯蚓体内的主要氧化应激指标:头部组织在低浓度（0.3、3 mg/kg）胁迫下的主要氧化应激指标为SOD、POD和GST;中等浓度（30 mg/kg）为CAT和GPX;高浓度（300、600 mg/kg）为GPX、MDA。尾部组织在低浓度胁迫下为CAT、GST和SOD;中等浓度为POD和GST;高浓度则为SOD、POD、CAT及ACh E。（3）蚯蚓体内微生物群落功能多样性随着胁迫时间的延长,呈现不同的变化趋势:短期胁迫开始时,Shannon-wiener多样性和Shannon均匀度指数随着胁迫时间的增加,上升幅度较大,Simpson优势度指数和Mc Intosh均匀度指数则上升幅度较小;胁迫前期,多样性指数变化较小,均匀度指数与优势度指数受到了明显的抑制作用。胁迫中期,均匀度指数有所回升;胁迫后期优势度指数开始增加。在长期胁迫下,各个多样性指数变化不明显。（4）不同胁迫浓度下蚯蚓体内微生物群落对碳源的利用强度以及主要氧化应激指标与微生物群落碳源利用之间的关系:在低浓度四环素胁迫下,蚯蚓体内微生物群落对碳水化合物类碳源的利用程度较高;随着浓度的升高,蚯蚓体内利用氨基酸类和酚酸类碳源的微生物占主导;在较高浓度四环素胁迫时,蚯蚓体内多为利用羧酸类碳源的微生物。CAT,POD,SOD和GPX指标与利用碳水化合物类碳源的微生物有关;GST和ACh E与利用多聚物类碳源的微生物有关;MDA则与利用氨基酸、羧酸和酚酸类碳源的微生物有关。
翟苏皖[8]（2020）在《微藻处理特种废水协同高产DHA/EPA实践研究》文中提出高盐甘油废水广泛存在于环氧氯丙烷生产、生物质精炼等行业,由于其盐含量较高,难以生化处理。此外,制药行业与畜禽养殖等行业产生大量抗生素废水,其不仅诱发抗性基因产生,危害人类健康,而且因生化性能差,不易降解处理。为了有效地处理这两种特种废水,研究发现海洋微藻经过驯化能够较好地适应高盐废水环境,部分微藻还能够降解特定的抗生素,并通过微藻利用上述废水中营养成分产生高附加值资源,其中包括多不饱和脂肪酸,具有极高的医学和营养价值;此外普通脂肪酸甲酯化后又可作为生物柴油。本文选用大溪地金藻（Tisochrysis lutea）和紫球藻（Porphyridium cruentum）处理两种人工配制的特种废水。具体实验和结论如下:通过设置七种不同的光质,考察光质对T.lutea的生长的影响。由实验结果可知,T.lutea在白光的照射下生长状况最好;其次是在红光和绿光照射下,生长状况较好。通过设置不同盐度考察T.lutea生长情况、甘油吸收情况。盐度的增加能够损害T.lutea的生长,同时甘油的存在也会促进T.lutea生长。盐度的增加也会限制T.lutea对于氮的吸收吸收,同时甘油的存在可以促进T.lutea对于氮的吸收。盐度的增加会减慢.T.lutea对于磷的吸收,但是对于10 mg/L的磷的初始浓度,吸收率均能达到97.99%左右。T.lutea能够吸收一定量的甘油。通过设置六组氮磷浓度条件观察T.lutea生长、甘油吸收及产脂肪酸情况。氮磷均充足的条件下,T.lutea的生长情况最好,实验结束时的生物量最高。发现氮的缺乏会严重限制T.lutea的生长。在磷充足的情况下,Tisochrysis lutea对于氮的吸收效果最好,磷浓度的降低会降低T.lutea对氮的吸收。氮的存在会促进大溪地金藻对于磷的吸收。在氮磷充足的条件下,T.lutea对甘油的吸收效果最好。在氮充足磷限制的条件下,T.lutea产DHA、EPA浓度最高,总脂肪酸的浓度也最高。利用微藻处理金霉素废水。选取2种微藻,分别设置有藻有菌组、无藻有菌组和无藻无菌组,考察金霉素处理效果。结果表明:T.lutea不能降解金霉素。P.cruentum能够在金霉素废水中生长,并且能够降解废水中的盐酸金霉素,且菌藻组的降解率能够达到78%,降解效果明显。
马雅妮[9]（2020）在《基于MIKE 11模型的石墨烯可见光催化技术组合净化城市水体的模拟实验研究》文中研究说明针对城市水体传统治理技术的局限性,研究以石墨烯光催化技术为核心的组合工艺对城市水体的治理效果,以南淝河为例,将主要污染因子氨氮和总磷作为模拟指标,基于MIKE11水质模型的水动力模快（HD）、降雨径流模块（NAM）以及对流扩散模块（AD）构建水动力水质耦合模型,提出三种不同方案（污水处理厂提标改造、石墨烯光催化技术以及两者结合）来对污染城市水体的水质改善效果进行模拟分析。研究内容及主要结论如下:（1）应用MIKE11水质水动力模型的水动力模块（HD）、降雨径流模块（NAM）以及对流扩散模块（AD）,建立南淝河河流水质模型,模拟主要污染物氨氮和总磷的时空演变规律。结果显示:将模型在上边界模拟出的流量数值与上边界实测流量数值进行比较后得其相关系数为0.905,将模型在施口断面模拟出的氨氮数值与实测数值进行比较后得其相关系数为0.956,说明本次建立的模型的模拟结果与实测数据误差较小、较为真实可靠,可正确反映南淝河的水动力条件以及河段污染因子的时空变化情况。（2）基于率定后的MIKE11模型,模拟污水处理厂提标改造、石墨烯光催化技术以及两者结合的不同方案对于污染河段水质改善的效果。模拟结果表明:应用石墨烯光催化氧化技术结合污水处理厂提标改造措施对河流水质改善效果最为显着,国控断面—施口断面氨氮达标天数为350d,总磷达标天数为365d,氨氮的达标率为95.89%,总磷全年达标,基本满足其水质要求。（3）根据MIKE11模型的模拟结果,可以为南淝河以及其他类似河流水污染治理方案和工艺的选择和确定提供新科学依据和应用参考,为污染城市水体的治理提供了新的可行性方法。
郎杭[10]（2020）在《地下水中典型药物定性识别及抗生素定量的方法研究与应用》文中研究指明药物及个人护理品（PPCPs）是人类以身体健康和个人护理为目的所使用的物质,或是农牧业者为了维持禽畜健康或促进禽畜生长所使用的物质。药物是PPCPs的一大分支,包含的化合物种类繁多,产量和使用量与日俱增。进入环境的药物可以通过多种途径进入地下水环境中,给地下水生态环境和饮用水安全带来极大的威胁。目前由于地下水污染来源的不确定性、污染途径的隐蔽性、药物结构的多样性以及检测仪器的局限性,环境中未知极性药物的定性识别和定量检测依然是环境分析领域的难题。相对于明确目标的定量分析方法,未知组分的药物定性识别具有更大的挑战性。本论文利用超高效液相色谱串联三重四级杆质谱（UPLC-MS/MS）仪器建立了地下水中常见189种典型药物污染物的定性谱库,通过检索和对比功能实现了未知样品中化合物种类的鉴定;根据定性谱库中所包含的质谱信息,构建了污染物的半定性方法。利用模拟地下水样品评价半定性识别方法,正确率为100%;识别实际地下水样品中未知组分的正确率大于85%,表明该半定性方法可满足地下水中未知药物的定性识别检测需求。基于定性检测中所筛选识别出的抗生素,以及相关文献所报道的检出情况,本论文共选取了64种环境中检出频率高的抗生素,开发了定量检测方法。该方法采用固相萃取-液相色谱-质谱联用技术,所有目标抗生素在15分钟内完成检测,样品体积为1 L,浓缩比为1000时,方法检出限为0.41-14.71 ng/L,90%的目标抗生素的基质加标回收率在50-120%范围内。该方法为抗生素在水中残留研究提供了方法支撑。城市污水处理厂是水环境中药物的重要来源,而岩溶地下河系统易受地表污染源的影响,本文以贵州省开阳县响水河地下河系统为典型研究区,研究污水处理厂排水对地下河的影响。利用本文开发的药物半定性检测方法识别了14组野外样品,共定性识别出69种药物（含55种抗生素）,污染源样品中识别出的药物达到29种;同时对14组样品中的64种抗生素进行了定量分析,其中32种抗生素被检出,共有65%的样品抗生素类总检出浓度大于1000 ng/L。
二、土霉素处理废水作农业灌溉用水的研究（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、土霉素处理废水作农业灌溉用水的研究（论文提纲范文）
（1）一株蜡样芽孢杆菌诱导矿化碳酸锰矿物及对镉的吸附研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 喀斯特地区重金属镉(Cd)污染来源 |
| 1.1.1 土壤因素对镉的影响 |
| 1.1.2 工业活动 |
| 1.1.3 自然因素的影响 |
| 1.1.4 滥用化肥 |
| 1.1.5 污水灌溉 |
| 1.1.6 大气污染 |
| 1.1.7 矿产资源开采冶炼活动 |
| 1.2 土壤重金属修复技术 |
| 1.2.1 物理修复技术 |
| 1.2.2 化学修复技术 |
| 1.2.3 生物修复技术 |
| 1.2.4 复合型修复技术 |
| 1.3 生物诱导矿化 |
| 1.3.1 生物诱导矿化概述 |
| 1.3.2 微生物诱导矿化形成碳酸锰沉淀 |
| 1.4 目的与意义 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 锰诱导矿化菌的分离、鉴定及生物学特性 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 采样区概况 |
| 2.1.2 土壤采集 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.1.4 仪器设备 |
| 2.1.5 培养基 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 锰诱导矿化细菌的筛选 |
| 2.2.2 菌株锰诱导的能力鉴定 |
| 2.2.3 菌株生长曲线及生长条件优化 |
| 2.2.4 CH-1 菌株生理生化与16S r RNA序列鉴定 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 阳性菌株锰矿化能力鉴定 |
| 2.3.2 锰氧化细菌CH-1 生长曲线 |
| 2.3.3 CH-1 菌株的形态与生理生化特性 |
| 2.3.4 分子生物学鉴定结果 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 碳酸锰矿物的生物诱导合成及表征分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 仪器设备 |
| 3.2.3 成矿培养基 |
| 3.2.4 生物成因碳酸锰矿物的微生物合成 |
| 3.2.5 固相产物的测定方法 |
| 3.2.6 液相产物的测定方法 |
| 3.3 生物纳米碳酸锰矿物的表征及讨论分析 |
| 3.3.1 光学显微镜跟踪鉴定及分析 |
| 3.3.2 生物成因碳酸锰矿物形态特征及矿物元素含测定与分析 |
| 3.3.3 生物成因矿物沉淀XRD分鉴定及分析 |
| 3.3.4 液相体系的酸碱、多糖含量测定与分析 |
| 3.3.5 液相体系中金属离子含量测定及分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 生物成因碳酸锰矿物对Cd(II)吸附作用及表征分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 仪器设备 |
| 4.3 溶液初始pH值对吸附实验的影响 |
| 4.3.1 实验方法 |
| 4.3.2 实验结果与讨论 |
| 4.3.3 本章小结 |
| 4.4 吸附剂用量用量对吸附实验的影响 |
| 4.4.1 实验方法 |
| 4.4.2 实验结果与讨论 |
| 4.4.3 本章小结 |
| 4.5 吸附动力学 |
| 4.5.1 实验方法 |
| 4.5.2 实验结果与分析 |
| 4.5.3 本章小结 |
| 4.6 吸附等温线 |
| 4.6.1 实验方法 |
| 4.6.2 实验结果与讨论 |
| 4.6.3 本章小结 |
| 4.7 吸附重金属Cd(II)前后生物诱导碳酸锰矿红外光谱分析 |
| 4.7.1 引言 |
| 4.7.2 实验方法 |
| 4.7.3 实验结果与讨论 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间学术成果 |
（2）城市污水再生水中典型病毒与药物的风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要缩写词与英汉对照汇总表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 再生水利用现状及存在问题 |
| 1.1.1 再生水回用概况 |
| 1.1.2 再生水回用中病毒概况 |
| 1.1.3 再生水回用中药物残留概况 |
| 1.2 风险评价的发展历程与方法 |
| 1.2.1 风险评价的发展历程 |
| 1.2.2 风险评价的方法 |
| 1.3 再生水风险评价的研究现状 |
| 1.3.1 基于病毒的健康风险 |
| 1.3.2 基于药物残留的健康风险 |
| 1.3.3 基于药物残留的生态风险 |
| 1.4 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验仪器与设备 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 主要实验试剂配制 |
| 2.3 样品的采集与保存 |
| 2.3.1 病毒水样的采集与保存 |
| 2.3.2 药物残留水样的采集与保存 |
| 2.4 样品的预处理 |
| 2.4.1 典型病毒水样的预处理 |
| 2.4.2 药物残留水样的预处理 |
| 2.5 检测方法与条件 |
| 2.5.1 病毒的检测方法与条件 |
| 2.5.2 药物残留的检测方法与条件 |
| 第3章 再生水中典型病毒的健康风险评价 |
| 3.1 病毒的健康风险评价标准 |
| 3.2 典型病毒的检出结果 |
| 3.3 再生水暴露量的确定 |
| 3.4 典型病毒剂量反应关系的确定 |
| 3.5 典型病毒在不同回用途径下的健康风险评价 |
| 3.5.1 城市绿化回用途径 |
| 3.5.2 道路降尘回用途径 |
| 3.5.3 景观用水回用途径 |
| 3.5.4 家用绿化回用途径 |
| 3.5.5 冲洗厕所回用途径 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 再生水中药物残留的健康风险评价 |
| 4.1 药物残留的风险评价标准 |
| 4.2 药物残留的检出结果 |
| 4.3 再生水暴露量的确定 |
| 4.4 药物残留剂量反应关系的确定 |
| 4.5 药物残留在不同回用途径下的健康风险评价 |
| 4.5.1 城市绿化回用途径 |
| 4.5.2 道路降尘回用途径 |
| 4.5.3 景观用水回用途径 |
| 4.5.4 家用绿化回用途径 |
| 4.5.5 冲洗厕所回用途径 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 再生水补给河道中药物残留的生态风险评价 |
| 5.1 舞阳路河道段的生态风险评价 |
| 5.1.1 药物残留的检出情况 |
| 5.1.2 舞阳路段生态风险评价 |
| 5.2 四期总排水口上游的生态风险评价 |
| 5.2.1 药物残留的检出情况 |
| 5.2.2 四期总排水口上游生态风险评价 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文及科研工作 |
| 致谢 |
（3）一体式农村污水处理设备填料性能及抗生素去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 农村污水特点及处理现状 |
| 1.2.1 水量水质的特点 |
| 1.2.2 农村污水处理与排放现状 |
| 1.2.3 农村污水处理技术 |
| 1.3 MBBR工艺及其发展组合工艺 |
| 1.3.1 MBBR工艺特点 |
| 1.3.2 MBBR与 MBR组合工艺 |
| 1.3.3 MBBR工艺的生物填料 |
| 1.4 农村污水中的抗生素分类及处理现状 |
| 1.4.1 抗生素及其分类 |
| 1.4.2 农村污水中抗生素的危害 |
| 1.4.3 农村污水中抗生素的处理现状 |
| 1.5 课题研究内容及目的 |
| 1.5.1 课题研究目的 |
| 1.5.2 课题研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 原水水质 |
| 2.1.3 膜组件 |
| 2.1.4 悬浮填料 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.3 水质分析方法 |
| 2.3.1 常规水质分析方法 |
| 2.3.2 生物量的测定 |
| 2.3.3 抗生素分析方法 |
| 3 一体化设备启动及填料挂膜 |
| 3.1 COD的处理效果 |
| 3.2 NH_4~+-N的处理效果 |
| 3.3 TN的处理效果 |
| 3.4 填料的挂膜性能比较 |
| 3.4.1 填料上生物膜的生长速率比较 |
| 3.4.2 填料上的生物膜活性 |
| 3.5 小结 |
| 4 一体化设备的填料性能研究 |
| 4.1 不同填料系统对COD的去除效果 |
| 4.2 不同填料系统对NH_4~+-N的去除效果 |
| 4.3 不同填料系统对TN的去除效果 |
| 4.4 不同填料系统的启动时间与污泥产量比较 |
| 4.5 PPC填料设备的长期运行 |
| 4.5.1 COD去除 |
| 4.5.2 NH4~+-N的去除 |
| 4.5.3 TN的去除 |
| 4.5.4 TP的去除 |
| 4.6 小结 |
| 5 农村污水处理设备中典型抗生素的去除研究 |
| 5.1 PPC填料型一体化设备对抗生素的去除 |
| 5.1.1 四环素类 |
| 5.1.2 大环内酯类 |
| 5.1.3 喹诺酮类 |
| 5.1.4 磺胺类 |
| 5.2 不同农村污水处理设备中抗生素的去除效能对比 |
| 5.2.1 常规污染物的去除对比 |
| 5.2.2 设备进水中抗生素的分析 |
| 5.2.3 设备对抗生素的去除 |
| 5.2.4 抗生素的去除与常规污染物去除相关性分析 |
| 5.2.5 不同设备出水中抗生素的生态风险评估 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 在读期间科研成果 |
（4）抗生素菌渣与污泥热解资源化利用效能与机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 抗生素生产过程中菌渣及污泥的来源 |
| 1.2.1 抗生素生产工艺流程菌渣的来源 |
| 1.2.2 抗生素生产过程中污泥的来源 |
| 1.3 抗生素菌渣和污泥的环境风险 |
| 1.3.1 抗生素环境污染 |
| 1.3.2 抗性基因环境污染 |
| 1.4 抗生素菌渣处理处置技术及其发展趋势 |
| 1.4.1 生化处理技术 |
| 1.4.2 物化处理技术 |
| 1.4.3 热化学处理技术 |
| 1.5 生物炭吸附处理水中抗生素和草甘膦研究发展趋势 |
| 1.5.1 含抗生素废水生物炭吸附处理研究发展趋势 |
| 1.5.2 生物炭吸附处理水中草甘膦的研究发展趋势 |
| 1.6 课题来源和主要研究内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究的目的与意义 |
| 1.6.3 主要研究内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验试剂药品 |
| 2.2 生物炭的制备 |
| 2.2.1 抗生素菌渣与污泥基生物炭的制备 |
| 2.2.2 铁活化菌渣基生物炭的制备 |
| 2.3 材料表征与分析方法 |
| 2.3.1 材料表征方法 |
| 2.3.2 抗生素菌渣与污泥热解气态产物分析方法 |
| 2.3.3 青霉素V钾与草甘膦分析方法 |
| 2.3.4 抗性基因检测 |
| 2.4 吸附实验 |
| 2.4.1 青霉素V吸附实验 |
| 2.4.2 草甘膦吸附实验 |
| 2.5 数据分析方法 |
| 2.5.1 吸附容量及去除率 |
| 2.5.2 吸附动力学 |
| 2.5.3 吸附等温线 |
| 2.5.4 吸附热力学 |
| 2.6 热解机理理论研究方法 |
| 2.6.1 热解动力学分析方法 |
| 2.6.2 青霉素V吸附的理论计算方法 |
| 第3章 抗生素菌渣与污泥热解特性及热化学转化研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 抗生素菌渣与污泥的热重及动力学分析 |
| 3.2.1 菌渣与污泥的热重分析实验 |
| 3.2.2 热解动力学研究 |
| 3.3 抗生素菌渣与污泥热解气态产物分析 |
| 3.3.1 抗生素菌渣与污泥的热裂解-气质联用分析 |
| 3.3.2 抗生素菌渣与污泥的热重耦合傅里叶变换红外光谱分析 |
| 3.3.3 抗生素菌渣与污泥及其热解固态产物中氮的分布特征 |
| 3.3.4 热解过程中氮元素的迁移转化 |
| 3.4 抗生素菌渣与污泥中抗性基因分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 抗生素菌渣与污泥基生物炭吸附去除水中污染物效能与机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 抗生素菌渣与污泥基生物炭的表征 |
| 4.2.1 菌渣基生物炭的表征 |
| 4.2.2 污泥基生物炭的表征 |
| 4.3 抗生素菌渣与污泥基生物炭吸附去除青霉素V的效能研究 |
| 4.3.1 制备条件和投加量对青霉素V吸附效能的影响 |
| 4.3.2 pH对青霉素V吸附效能的影响 |
| 4.3.3 吸附动力学 |
| 4.3.4 吸附等温线 |
| 4.3.5 吸附热力学 |
| 4.3.6 离子强度对青霉素V吸附效能的影响 |
| 4.3.7 生物炭对水中青霉素V的去除机理 |
| 4.3.8 生物炭对复杂水体中青霉素V的去除效能 |
| 4.3.9 青霉素V在菌渣与污泥基生物炭吸附的比较 |
| 4.4 抗生素菌渣与污泥基生物炭吸附去除草甘膦的效能研究 |
| 4.4.1 制备条件和投加量对草甘膦吸附效能的影响 |
| 4.4.2 pH对草甘膦吸附效能的影响 |
| 4.4.3 吸附动力学 |
| 4.4.4 吸附等温线 |
| 4.4.5 吸附热力学 |
| 4.4.6 复杂水体中草甘膦的去除效能 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 铁活化菌渣基生物炭吸附去除水中污染物效能与机制研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 铁活化菌渣基生物炭的表征 |
| 5.2.1 比表面积、孔体积和孔径分布 |
| 5.2.2 磁性和磁性晶体组成 |
| 5.2.3 生物炭的Zeta电位和FTIR光谱分析 |
| 5.2.4 扫描电子显微镜表征 |
| 5.3 生物炭吸附去除水中青霉素V的效能研究 |
| 5.3.1 生物炭投加量对青霉素V吸附效能的影响 |
| 5.3.2 pH对青霉素V吸附效能的影响 |
| 5.3.3 吸附动力学 |
| 5.3.4 吸附等温线 |
| 5.3.5 吸附热力学 |
| 5.3.6 离子强度对青霉素V吸附效能的影响 |
| 5.3.7 青霉素V的去除机理 |
| 5.3.8 复杂水体中青霉素V的去除效能 |
| 5.3.9 生物炭吸附青霉素V的再生 |
| 5.4 生物炭吸附去除水中草甘膦的效能研究 |
| 5.4.1 生物炭投加量对草甘膦吸附效能的影响 |
| 5.4.2 pH对草甘膦吸附效能的影响 |
| 5.4.3 吸附动力学 |
| 5.4.4 吸附等温线 |
| 5.4.5 吸附热力学 |
| 5.4.6 复杂水体中草甘膦的去除效能 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（5）高氨氮工业废水中典型抑制因子对一体式厌氧氨氧化工艺脱氮效能的影响与模型研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景及选题意义 |
| 1.2 高氨氮工业废水及其处理技术 |
| 1.2.1 高氨氮工业废水排放现状及一体式厌氧氨氧化处理技术 |
| 1.2.2 一体式厌氧氨氧化技术研究进展 |
| 1.2.3 一体式厌氧氨氧化工艺应用现状 |
| 1.3 高氨氮工业废水抑制因子的影响 |
| 1.3.1 盐度对PN/A工艺的影响 |
| 1.3.2 抗生素对PN/A工艺的影响 |
| 1.3.3 抑制因子影响下PN/A工艺活性强化技术研究进展 |
| 1.4 一体式厌氧氨氧化技术抑制及恢复模型研究 |
| 1.4.1 PN/A模型研究进展 |
| 1.4.2 PN/A抑制模型研究进展 |
| 1.4.3 模型研究现存问题 |
| 1.5 选题依据,主要研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验条件 |
| 2.1.1 试验种泥 |
| 2.1.2 试验用水 |
| 2.1.3 试验装置 |
| 2.2 盐度对PN/A系统脱氮性能影响试验 |
| 2.2.1 短期试验 |
| 2.2.2 长期试验 |
| 2.2.3 稀土废水试验 |
| 2.3 CTC对 PN/A系统脱氮性能影响试验 |
| 2.3.1 短期试验 |
| 2.3.2 长期试验 |
| 2.3.3 CTC废水试验 |
| 2.4 检测方法 |
| 2.4.1 水质检测方法 |
| 2.4.2 群落结构检测方法 |
| 2.5 计算方法 |
| 2.6 模型建立方法 |
| 2.6.1 模型建立前期工作 |
| 2.6.2 AQUASIM模型建立方法 |
| 2.6.3 AQUASIM参数计算方法 |
| 2.6.4 AQUASIM模型校验方法 |
| 2.7 数据及统计分析 |
| 3 盐度对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 3.1 Cl~-对PN/A系统脱氮性能的短期影响 |
| 3.1.1 Cl~-对AOB菌种活性的影响 |
| 3.1.2 Cl~-对AnAOB种活性的影响 |
| 3.1.3 Cl~-对PN/A工艺功能菌种活性的影响 |
| 3.2 其它典型阴离子对PN/A系统脱氮性能的短期影响 |
| 3.2.1 SO_4~(2-)对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 3.2.2 F~-对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 3.3 甜菜碱在不同盐度下对PN/A系统耐盐性能的短期影响 |
| 3.3.1 甜菜碱在不同NaCl盐度条件下对AOB活性的影响 |
| 3.3.2 甜菜碱在不同NaCl盐度条件下对AnAOB活性的影响 |
| 3.3.3 甜菜碱在不同NaCl盐度条件下对PN/A功能菌种活性的影响 |
| 3.3.4 甜菜碱在不同Na_2SO_4,NaF盐度对PN/A菌种活性影响 |
| 3.4 盐分长期影响下甜菜碱对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 3.4.1 盐分长期影响下甜菜碱对 PN/A 系统菌种活性的影响 |
| 3.4.2 盐分长期影响下甜菜碱对 PN/A 系统群落结构的影响 |
| 3.5 高盐分稀土废水长期影响下PN/A系统脱氮性能的变化 |
| 3.5.1 甜菜碱在实际废水条件下对功能菌种活性的短期影响 |
| 3.5.2 甜菜碱在实际废水条件下对功能菌种活性的长期影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 盐度对PN/A系统脱氮性能影响模型研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 模型数据评估 |
| 4.1.2 模型结构建立 |
| 4.1.3 模型校准和验证 |
| 4.1.4 模型模拟运行 |
| 4.2 模型建立 |
| 4.2.1 参数计算 |
| 4.2.2 批量实验参数校正 |
| 4.3 模型校正与验证 |
| 4.3.1 批量实验校正 |
| 4.3.2 长期实验验证 |
| 4.3.3 实际废水实验验证 |
| 4.4 模型模拟与优化 |
| 4.4.1 模拟甜菜碱浓度对长期高盐条件下 PN/A 运行效果的影响 |
| 4.4.2 模拟污泥停留时间对长期高盐条件下 PN/A 运行效果的影响 |
| 4.4.3 模拟PN/A工艺处理实际废水优化运行策略 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 金霉素(CTC)对PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 5.1 CTC对 PN/A系统脱氮性能的影响 |
| 5.1.1 CTC对 PN/A系统脱氮性能的短期影响 |
| 5.1.2 CTC对 PN/A系统脱氮性能的长期抑制 |
| 5.1.3 CTC对 PN/A系统抑制后恢复性能研究 |
| 5.1.4 PN/A工艺处理实际CTC废水脱氮性能研究 |
| 5.2 模型建立 |
| 5.2.1 模型结构建立 |
| 5.2.2 CTC冲击影响模型 |
| 5.2.3 CTC累积影响模型 |
| 5.3 模型验证 |
| 5.3.1 CTC长期抑制实验验证 |
| 5.3.2 CTC抑制后恢复实验验证 |
| 5.3.3 实际金霉素废水实验验证 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 联氨对PN/A系统脱氮性能恢复影响模型研究 |
| 6.1 实验方案 |
| 6.1.1 模型数据评估 |
| 6.1.2 模型结构建立 |
| 6.1.3 模型校准和验证 |
| 6.2 模型建立 |
| 6.2.1 参数计算 |
| 6.2.2 批量实验参数校正 |
| 6.3 模型验证 |
| 6.3.1 短期实验验证 |
| 6.3.2 长期实验验证 |
| 6.4 模型模拟与优化 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（7）四环素胁迫下蚯蚓体内的毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 农用土壤中四环素类抗生素的来源 |
| 1.2.1 畜禽粪便施用 |
| 1.2.2 污水灌溉 |
| 1.2.3 城市污泥农用 |
| 1.3 农用土壤中四环素类抗生素的污染现状 |
| 1.4 四环素类抗生素的危害 |
| 1.4.1 对土壤微生物的影响 |
| 1.4.2 对农作物的影响 |
| 1.4.3 对土壤动物的危害 |
| 1.5 蚯蚓的生态毒理研究 |
| 1.5.1 蚯蚓个体 |
| 1.5.2 蚯蚓的生理生化指标 |
| 1.5.3 蚯蚓体内的微生物群落 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 药品与试剂 |
| 2.1.2 人工土壤 |
| 2.1.3 受试蚯蚓 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 蚯蚓的急性毒性试验 |
| 2.2.2 蚯蚓体内的氧化应激试验 |
| 2.2.3 蚯蚓体内的微生物群落变化试验 |
| 2.3 数据分析方法 |
| 2.3.1 氧化应激指标变化 |
| 2.3.2 因子分析 |
| 2.3.3 微生物群落功能多样性变化 |
| 2.3.4 典型相关分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 四环素胁迫下蚯蚓的急性毒性效应 |
| 3.1.1 四环素胁迫下蚯蚓的中毒症状 |
| 3.1.2 四环素胁迫下蚯蚓的中毒行为 |
| 3.1.3 四环素胁迫下蚯蚓的生长抑制率 |
| 3.2 四环素胁迫下蚯蚓体内主要氧化应激指标的变化 |
| 3.2.1 四环素短期胁迫下蚯蚓体内主要氧化应激指标的变化 |
| 3.2.2 四环素长期胁迫下蚯蚓体内主要氧化应激指标的变化 |
| 3.2.3 四环素胁迫下蚯蚓体内主要氧化应激指标的筛选 |
| 3.3 四环素胁迫下蚯蚓体内微生物群落功能多样性的变化 |
| 3.3.1 平均颜色变化率 |
| 3.3.2 Shannon-wiener多样性指数 |
| 3.3.3 Shannon均匀度指数 |
| 3.3.4 Simpson优势度指数 |
| 3.3.5 Mc Intosh均匀度指数 |
| 3.4 四环素胁迫下蚯蚓体内主要氧化应激指标与微生物群落碳源利用之间的关系 |
| 3.4.1 典型相关系数与检验 |
| 3.4.2 典型相关结果分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 四环素胁迫下蚯蚓体内主要氧化应激指标的变化 |
| 4.1.1 抗氧化酶活性变化 |
| 4.1.2 脂质过氧化 |
| 4.1.3 解毒酶活性变化 |
| 4.2 四环素胁迫下蚯蚓体内微生物群落功能多样性的变化 |
| 4.3 四环素胁迫下蚯蚓体内主要氧化应激指标与微生物群落碳源利用之间的关系 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（8）微藻处理特种废水协同高产DHA/EPA实践研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 高盐度甘油废水及处理现状 |
| 1.1.2 抗生素废水及处理现状 |
| 1.2 微藻 |
| 1.2.1 微藻分类 |
| 1.2.2 微藻的特征 |
| 1.2.3 微藻的油脂 |
| 1.3 微藻用于处理废水 |
| 1.3.1 微藻用于有机质去除 |
| 1.3.2 微藻用于抗生素去除 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 1.4.1 主要研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验设置 |
| 2.2.3 实验条件 |
| 2.2.4 样品测定指标与方法 |
| 第三章 条件控制Tisochrysis lutea处理高盐度甘油废水协同高产DHA/EPA研究 |
| 3.1 不同光质对Tisochrysis lutea生长影响 |
| 3.2 盐度调控Tisochrysis lutea处理高盐度甘油废水协同高产DHA/EPA研究 |
| 3.2.1 甘油和盐度对Tisochrysis lutea生长的影响 |
| 3.2.2 甘油和盐度对Tisochrysis lutea叶绿素a含量的影响 |
| 3.2.3 Tisochrysis lutea对于高盐度废水中氮磷的吸收 |
| 3.2.4 Tisochrysis lutea对高盐度废水中甘油的吸收作用 |
| 3.2.5 Tisochrysis lutea对高盐度废水中COD的吸收作用 |
| 3.2.6 盐度调控Tisochrysis lutea产脂肪酸 |
| 3.3 氮磷控制下Tisochrysis lutea处理高盐度甘油废水协同高产DHA/EPA研究 |
| 3.3.1 氮磷胁迫下对Tisochrysis lutea生长的影响 |
| 3.3.2 氮磷胁迫下Tisochrysis lutea对硝态氮的消耗 |
| 3.3.3 氮磷胁迫下Tisochrysis lutea对磷的消耗 |
| 3.3.4 氮磷胁迫下Tisochrysis lutea对甘油的吸收 |
| 3.3.6 氮磷胁迫Tisochrysis lutea产脂肪酸 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 微藻处理抗生素废水效果评价 |
| 4.1 Tisochrysis lutea对盐酸金霉素废水降解效果研究 |
| 4.1.1 Tisochrysis lutea的生长变化 |
| 4.1.2 Tisochrysis lutea对于金霉素废水中氮磷的吸收效果 |
| 4.1.3 Tisochrysis lutea对金霉素的降解效果 |
| 4.2 Porphyridium cruentum对盐酸金霉素降解效果研究 |
| 4.2.1 Porphyridium cruentum的 OD和生物量变化 |
| 4.2.2 Porphyridium cruentum的叶绿素a变化 |
| 4.2.3 Porphyridium cruentum对于金霉素废水中氮磷的吸收效果 |
| 4.2.4 Porphyridium cruentum对于废水中金霉素的降解作用 |
| 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 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
（9）基于MIKE 11模型的石墨烯可见光催化技术组合净化城市水体的模拟实验研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 污染河流水质改善研究进展 |
| 1.2.2 水质模型研究进展 |
| 1.2.3 石墨烯可见光催化氧化技术研究进展 |
| 1.3 研究目标 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究创新点 |
| 1.6 研究技术路线 |
| 第二章 研究区域污染源概况 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 水系特征 |
| 2.1.2 水功能区 |
| 2.1.3 水资源开发利用情况 |
| 2.1.4 水环境质量现状 |
| 2.1.5 社会经济概况 |
| 2.2 污染特征与成因 |
| 2.2.1 污染源构成 |
| 2.2.2 污染源入河量估算 |
| 2.2.3 污染源结构特征 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 研究区域的水质模型构建 |
| 3.1 数学模型 |
| 3.1.1 模型简介 |
| 3.1.2 模型特点 |
| 3.2 数据准备 |
| 3.3 河网概化 |
| 3.4 模型的边界条件 |
| 3.5 构建河流水质水动力耦合模型 |
| 3.5.1 水动力模块(HD) |
| 3.5.2 对流扩散模块(AD) |
| 3.5.3 降雨径流模块(NAM) |
| 3.5.4 结果提取(MIKE VIEW) |
| 3.6 模型的率定和验证 |
| 3.6.1 水动力模块(HD) |
| 3.6.2 对流扩散模块(AD) |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 基于MIKE11模型水质净化方案情景模拟与分析 |
| 4.1 治污前水质模拟 |
| 4.2 水质改善方案设置 |
| 4.2.1 污水处理厂提标改造 |
| 4.2.2 南淝河干流铺设石墨烯光催化网 |
| 4.2.3 污水处理厂提标改造+南淝河干流铺设石墨烯光催化网 |
| 4.3 不同方案改善效果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 研究结论和展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（10）地下水中典型药物定性识别及抗生素定量的方法研究与应用（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 药物简介 |
| 1.1.1 药物和个人护理品概述 |
| 1.1.2 药物使用现状 |
| 1.1.3 药物的危害 |
| 1.2 地下水中的药物 |
| 1.2.1 地下水中常见药物的分类 |
| 1.2.2 地下水中药物的来源 |
| 1.2.3 地下水中药物的转化 |
| 1.2.4 地下水中药物的污染检出现状 |
| 1.3 地下水中药物的检测方法 |
| 1.3.1 定性分析方法 |
| 1.3.2 定量分析方法 |
| 1.3.3 高效液相色谱串联三重四极杆质谱(UPLC-MS/MS) |
| 1.4 科学问题 |
| 1.5 研究意义与目的 |
| 1.6 研究内容与方法 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 1.7 创新点 |
| 第二章 抗生素在不同环境基质中的分布 |
| 2.1 样品采集 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料和仪器 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 抗生素的检出与分布 |
| 2.3.1 孔隙地下水中抗生素检出与分布 |
| 2.3.2 沉积物中抗生素检出与分布 |
| 2.3.3 岩溶地下水中抗生素检出与分布 |
| 2.3.4 不同环境因素对地下水和沉积物中抗生素的分布影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 典型药物的定性识别方法建立 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 典型药物定性谱库中的信息采集 |
| 3.2.1 目标物的选取 |
| 3.2.2 定性谱库的建立 |
| 3.2.3 定性谱库信息评价 |
| 3.2.4 典型药物半定性方法建立及仪器参数 |
| 3.3 地下水中未知典型药物的筛查 |
| 3.3.1 标准溶液的配制 |
| 3.3.2 数据处理方法 |
| 3.3.3 定性谱库在实际样品中的应用 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 64种抗生素的定量检测方法建立 |
| 4.1 目标抗生素的选定 |
| 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 标准溶液的配制 |
| 4.3 质谱和色谱条件优化及评价 |
| 4.3.1 质谱条件优化 |
| 4.3.2 色谱分离条件优化 |
| 4.3.3 UPLC-MS/MS检测抗生素方法评价 |
| 4.4 前处理方法评价及检出限确定 |
| 4.4.1 样品前处理 |
| 4.4.2 不同水基质中抗生素回收率 |
| 4.4.3 方法检出限的确定 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 抗生素在贵州岩溶地下水中的污染分布特征 |
| 5.1 研究区概况 |
| 5.2 样品采集与室内实验 |
| 5.2.1 样品采集 |
| 5.2.2 质量控制和质量保证 |
| 5.3 研究区地下水抗生素污染分析 |
| 5.3.1 抗生素的定性检出 |
| 5.3.2 抗生素的定量检出 |
| 5.3.3 抗生素的检出分布特征 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介 |
| 主要参与科研项目 |
| 在学期间已发表的学术论文 |
| 附录1 |
| 附录2 |
四、土霉素处理废水作农业灌溉用水的研究（论文参考文献）
- [1]一株蜡样芽孢杆菌诱导矿化碳酸锰矿物及对镉的吸附研究[D]. 陈虎. 贵州师范大学, 2021(09)
- [2]城市污水再生水中典型病毒与药物的风险评价[D]. 丁笑寒. 青岛理工大学, 2021
- [3]一体式农村污水处理设备填料性能及抗生素去除研究[D]. 唐俊杰. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [4]抗生素菌渣与污泥热解资源化利用效能与机理研究[D]. 王秋菊. 哈尔滨工业大学, 2021
- [5]高氨氮工业废水中典型抑制因子对一体式厌氧氨氧化工艺脱氮效能的影响与模型研究[D]. 左陆珅. 北京交通大学, 2020
- [6]上海污水厂新型污染物分布特征及其风险评估[D]. 张帆. 上海应用技术大学, 2020
- [7]四环素胁迫下蚯蚓体内的毒性效应研究[D]. 金聪敏. 东北农业大学, 2020(04)
- [8]微藻处理特种废水协同高产DHA/EPA实践研究[D]. 翟苏皖. 安徽建筑大学, 2020(01)
- [9]基于MIKE 11模型的石墨烯可见光催化技术组合净化城市水体的模拟实验研究[D]. 马雅妮. 合肥工业大学, 2020(02)
- [10]地下水中典型药物定性识别及抗生素定量的方法研究与应用[D]. 郎杭. 中国地质大学(北京), 2020(08)