一、污水毒性削减的工艺研究进展（论文文献综述）
王一帆[1]（2021）在《高级氧化及磁场作用控制膜污染的效果研究》文中进行了进一步梳理随我国经济水平的发展,淡水资源的缺乏往往限制了产业规模,因此需要利用二级出水深度处理技术来化解当前水资源供需紧张的矛盾。本文主要是利用预处理技术缓解二级出水超滤膜污染的角度出发展开研究,通过选择膜污染常见的三种典型大分子有机物,利用三种高级氧化技术进行降解对比,从降降解效果着手筛选出两种高级氧化技术。再利用LG-OCD对其降解单一膜污染物的分子量分布对比,以及利用超滤实验进行膜污染缓解程度对比;最后落脚点在二级出水,通过降解效果的表征对比,以及超滤膜污染的缓解效果对比,并利用基因组学技术测其毒性变化,微生物生长摄取的AOC含量对比,最终确定超滤工芝的能端预处理技术,最后结合磁场作用,以及磁场单独作用下,探究两者作为超滤膜工艺的预处理技术,对膜污染物以及二级出水具体的膜污染控制效果。在此过程中主要的研究结论如下:1)通过LC-OCID的图谱来看,电催化对三种膜污染物的降解效果要显着于臭氧技术。2)通过电催化、臭氯分别对三种膜污染降解后进行超滤实验所获取的比通量曲线对比,两种预处理技术均能缓解三种膜污染物的膜污染,但对于SA而言,电催化的缓解效果更显着。3)分别利用电催化、臭氧对实际二级出水处理,通过基因组学的毒理分析,并将毒性强弱通过THLI值的量化来看,总体评估发现二级出水的TELI为1.531,电催化降解后的TELI为1.539,而经过臭氧降解的TELI为1.322;通过AOC含量的对比,原二级出水其AOC含量为0.9μg/L,电催化为0.57μg/L,经过臭氧降解后的AOC含量为1.44μg/L,臭氧相比电催化技术,能够表现出对二级出水比较显着的毒性削减效果,但通过AOC含量的对比,经臭氧技术降解的二级出水。其可能会造成微生物滋生污染膜表面;4)通过电催化技术结合磁场作用下,以及磁场单独作用下对膜污染物以及二级出水进行超滤实验,磁场作用于电催化技术对膜污染的缓解作用不如磁场单独作用下的效果显着。
李同,胡俊,黄辉,冯传哲,张徐祥,任洪强[2]（2021）在《污水中大环内酯类抗生素去除技术研究进展》文中研究表明大环内酯类抗生素（MA）是国内外水环境中高频检出的微量难降解有机污染物。在水环境中通常以ng/L或μg/L的质量浓度存在。其进入人体后会造成抗生素抗体的表达,影响人体健康,是再生水安全利用的重点关注目标污染物。综述了四种常见大环内酯类抗生素的理化性质、环境风险以及其在水环境中的浓度分布情况,并对现有的大环内酯类抗生素深度处理技术及机理进行了系统的总结,分析了相关技术的处理效果、存在不足和可能的发展方向。在此基础上,从新型吸附材料、廉价氧化剂和组合工艺这三个方面对MA去除技术未来的发展趋势进行了展望,旨在为含有MA的污水深度处理技术与再生水安全回用技术的发展提供指导。
宋京洋[3]（2021）在《不同类型城镇污水处理技术排水对人源干细胞的综合毒性》文中进行了进一步梳理城镇污水处理厂排水常回用于工业用水、景观补给和农田灌溉等,用以实现城镇污水高效循环利用。然而城镇污水中残留有难降解污染物,经消毒工艺处理可能产生毒性产物。污水中残留有毒有害物在回用过程中对人体健康产生潜在危害,采用传统的水生生物模型监测排水健康效应受伦理学和周期成本等限制,且无法直接外推至人体健康,目前仍较为缺乏面向人体健康的体外生物毒性模型。本研究选择人骨髓间充质干细胞（hBMSCs）体外模型,评估典型二级、三级处理和湿地修复技术进水、主要单元工艺出水和最终排水的综合毒性,主要检测hBMSCs的细胞毒性、氧化应激和分化潜能损伤。主要研究内容和结果包括:（1）研究不同处理工艺排水的细胞毒性及毒性削减效果。水样萃取物在相对富集倍数（relative fold enrichment,REF）1.5-45范围对hBMSCs产生细胞毒性,呈剂量依赖性关系。二级处理技术对细胞毒性的削减率为59.8%。三级处理过程中经混凝、微滤和反渗透处理后,出水无显着细胞毒性,但经臭氧消毒后细胞毒性显着上升10.8%。湿地修复技术对细胞毒性的削减率为49.9%。污水有机萃取物对hBMSCs的毒性高于发光菌,66.7%（14/21）水样品对于hBMSCs细胞毒性的TU值高于发光菌急性毒性测试结果。二级处理和三级处理技术对污水hBMSCs细胞毒性的削减率低于发光菌急性毒性,但湿地修复技术对细胞毒性的削减率高于发光菌急性毒性。（2）研究不同处理工艺排水对hBMSCs细胞活性氧（reactive oxygen species,ROS）含量的影响。水样萃取物在无细胞毒性的REF1-5范围诱导细胞活性氧含量升高。二级处理工艺、三级处理工艺和湿地修复技术对ROS诱导效应的削减率分别为33.8%、20.0%和14.6%,低于细胞毒性削减率和理化指标COD和NH3-N的去除率。（3）研究不同污水处理工艺排水对hBMSCs分化潜能的影响。水样萃取物在REF1-2.5范围损伤干细胞分化潜能。二级处理工艺排水显着抑制细胞内钙沉积的发生,抑制率分别为61.2%、32.3%、44.8%和12.7%。三级处理工艺显着促进细胞的成骨分化,但显着抑制细胞的成脂分化。湿地修复技术进水和出水对细胞的分化潜能损伤无显着差异。毒性指标和理化参数之间无显着相关性,提示排水毒性监测的必要性。污水处理厂排水中的残留有机污染物对人源干细胞的具有一定的有害效应。研究结果为排水水质安全性评价以及城镇污水资源化技术研发提供参考依据和方法。
李燕[4]（2021）在《七大河流中优先控制药物毒性分析及其源头削减工艺评估》文中指出药物已被广泛应用于人类健康、畜牧养殖和食品加工等方面,成为与人类生活密切相关的化合物种类之一。近年来,在地表水和地下水等环境水相中检测到的药物污染物种类及浓度水平越来越高。这些物质不仅对水体环境和水生生物产生不利影响,甚至影响整个生态系统和人类健康,因此对药物产生的潜在毒性和环境影响研究成为近年来国内外研究热点。本研究围绕中国七大河流中优先控制药物筛选、基于USEtox的环境水体中药物潜在毒性研究和污水深度处理工艺去除优先控制药物的毒性及环境影响评价等方面开展了相关研究,为研究人员和监管机构提供关于药物对人类和生态健康风险的指导,同时克服传统环境影响评估方法的片面性和局部性,为污水处理厂提标改造工程的规划和决策提供环境影响的科学依据。基于中国药物使用、污染及深度处理现状,采用综合评分法,选取实际环境浓度、环境暴露风险和生态影响作为指标,建立了中国七大河流中优先控制药物筛选体系,并通过筛选体系确立了包括10种抗生素（红霉素、脱水红霉素、阿奇霉素、克拉霉素、甲氧苄啶、磺胺甲恶唑、乙酰磺胺甲恶唑、环丙沙星、诺氟沙星、头孢唑啉）、3种消炎药物（布洛芬、双氯酚酸、吲哚美辛）和1种降血脂药（苯扎贝特）在内的中国七大河流中优先控制药物清单。通过研究发现,抗生素是中国七大河流中风险最高的药物种类,磺胺类则是中国七大河流中风险最高的抗生素类别。此外,长江、珠江和海河流域的药物污染程度高于其他流域,珠江流域对水生生物的潜在风险最高,松花江和海河流域的潜在风险最低。本研究对中国七大河流中药物的分布特征和健康风险进行了系统研究,为我国流域中药物污染的管理和调控提供了新型决策支持体系。基于药物理化特性、降解速率、生物蓄积性、生态毒性和人体毒性等输入参数,利用USEtox模型进行39种药物的生态毒性和人体毒性特征化因子分析,并分析了我国七大河流中药物的潜在毒性影响。在我国七大河流中磺胺类和大环内酯类抗生素是生态毒性影响最高的药物种类,其生态影响分别在ND-1.29×10-6CTUe和3.96×10-8-9.37×10-7 CTUe之间。喹诺酮类抗生素和消炎药是人体毒性影响最高的药物种类,其人体影响分别在2.67×10-17-4.09×10-15 CTUh和ND-5.98×10-12 CTUh之间。对造成流域中药物污染现状的排放源进行分析,基于综合评分法,选取预测环境浓度、药物去除率、生态影响和健康影响四个指标,确立了适用于中国污水处理厂的优先控制药物清单。采用USEtox方法和CML2001方法分别对颗粒活性炭、纳滤和臭氧氧化三种污水深度处理工艺去除包含优先控制药物在内的39种药物的毒性影响和环境影响进行评价,确定纳滤工艺去除药物生态及人体毒性影响效果最佳且产生的环境负荷最小。纳滤工艺对进水中药物生态和人体毒性分别降低了92%和95%,且运行过程中产生毒性影响最小,电力和化学物的生产使用是造成毒性影响和环境影响的关键因素。电力对非生物性资源耗损、全球气候变暖、臭氧层损耗和光化学烟雾等环境影响类别的贡献度最大,分别为88.25%、87.16%、73.38%和76.36%;化合物对酸化效应和富营养化等环境影响类别的贡献度最大,分别为60.20%和59.55%。
侯君霞[5]（2021）在《稻田湿地-生态沟渠净化村落次级支浜污染河水特性研究》文中研究说明针对耕地集约化,面对人口压力下粮食的增产需求,化肥及农药等使用量在逐年增大,农田退水造成的面源污染已成为环境污染治理的难点和重点问题。本研究构建以水稻田为载体的潜流式稻田湿地耦合生态沟渠净化村落支浜污水,采用常规水质指标检测、高效液相色谱、气质联用及高通量测序等技术手段,从以下5个方面来考察稻田湿地-生态沟渠耦合系统对村落支浜污水的去除效果和湿地土壤微生物群落特征,具体研究工作包括:（1）探究不同曝气强度和方式的前置增氧对稻田湿地耦合生态沟渠系统去除村落支浜污水中常规污染物影响,确定最佳的试验运行参数,并对稻田湿地耦合生态沟渠系统出水进行急性毒性安全分析;（2）分析比较自然条件及HD菌剂强化下稻田湿地对支浜污水和土壤中农残（苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚）的降解规律;（3）探究HD菌剂对湿地水及土壤中EDCS（雌酮（E1）、雌二醇（E2）、乙炔基雌二醇（EE2）、雌激素（E3））降解效能的影响;（4）采用高通量测序手段从微生物角度分析和揭示湿地土壤中微生物群落的趋势变化及分布情况;（5）考察常州市武进区雪堰镇新康村农业面源氮磷拦截示范工程运行效能。通过上述研究,取得了以下研究成果:（1）潜流式稻田湿地耦合生态沟渠净化村落支浜污水试验结果表明:湿地进水的曝气强度为60-90 m L/min,曝气与不曝气时间比为20 min:100 min时,湿地内亚硝酸盐积累率可达到了50%以上,此条件下湿地的短程硝化反硝化反应可顺利启动。稻田湿地耦合生态沟渠系统W1和W2出水水质分别为CODMn:16.1 mg/L、14.8 mg/L,TN:4.23 mg/L、3.71 mg/L,NH4+-N:0.99 mg/L、0.46 mg/L,TP:0.14mg/L、0.11 mg/L,两组系统出水四项基本指标均达地表水环境质量标准Ⅳ类水质且不具有毒性。（2）自然条件及HD菌剂强化下稻田湿地对支浜污水和土壤中农残（苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚）的降解规律是:苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚在稻田水中的降解主要以光解为主,HD菌作用微弱,HD菌剂强化下稻田水中的农残降解半衰期相比自然条件下无明显差异。HD菌剂强化下稻田土壤中苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚的降解半衰期相比自然条件下分别缩短2.6 d、4.7 d和3.0 d,HD菌可以有效缩短三种农残在土壤中的半衰期。（3）自然条件及HD菌剂强化下稻田湿地对支浜污水和土壤中EDCs的降解规律是:两组湿地对E1、E2、E3及EE2的平均去除率分别为W1:80.1%、72.4%、51.4%、68.3%,W2:82.6%、73.4%、60.5%、75.6%。HD菌剂加强组W2中的EDCs残留量要明显低于空白对照组W1,W2湿地出水中E1、E2、E3和EE2含量相比W1可分别降低约26.6%、17.1%、30.3%、13.3%,HD菌剂能强化稻田湿地土壤中EDCs的降解。（4）稻田湿地内微生物群落的变化特征是:高通量测序结果表明Proteobacteria、Planctomycetes、Chloroflexi、Acinetobacter、Longilinea、Novosphingobium等具有硝化与反硝化功能的菌种在湿地土壤中广泛分布,是湿地土壤中的优势菌属。间歇性弱曝气可有效提高湿地土壤微生物种群多样性,对湿地除氮、降解有机物等均有至关重要的作用。W2湿地投加假单胞菌HD后,Acinetobacter和Nitrospira相对丰度相比BDT分别提高9.18%、3.19%,假单胞菌HD能有效改善了湿地的硝化与反硝化能力,证明湿地具良好的脱氮和降解有机物的能力。（5）常州市武进区雪堰镇新康村农业面源氮磷拦截示范工程运行跟踪研究表明,1650亩水稻田退水经5条次级支浜（总长3540m）生态拦截处理后,污染负荷年削减总量为CODCr:14.53 t/a,NH4+-N:0.45 t/a,TN:1.46 t/a,TP:0.18 t/a;污染负荷年削减率分别为81.4%、71.4%、58.0%、66.4%。5条次级支浜水环境治理效果良好,水质明显改善,各条次级支浜出境断面的COD、NH4+-N、TN、TP等四项水质指标均达《地表水环境质量标准（GB3838-2002）》中的Ⅴ类水质。
张崇军[6]（2021）在《易降解基质对抗生素风险削减与资源转化的影响与机制》文中认为以抗生素为代表的难降解有机物是水环境中危害最大的污染物之一。然而,以生物降解为核心的水处理方法与技术在抗生素深度降解、能源转化等方面的效率一般很低,难以满足实际需求。易降解基质作为共基质能够为微生物生长提供电子供体、碳源以及能量,修复微生物在毒性胁迫时的代谢功能,优化微生物的群落结构、提高微生物的活性、诱导特异性酶及辅因子的产生,具有显着促进抗生素深度降解与资源化的潜在优势。在复杂的水环境中,易降解基质对微生物（如细菌和微藻）的毒性抵御、废水资源转化作用与机制,以及对天然水环境中抗生素污染生物风险的削减行为仍不明确。本研究围绕易降解基质对抗生素污染风险削减与资源转化的作用与机制,采用生物化学分析和多种组学手段,深入解析了易降解基质对水环境中微生物功能调节作用及抗生素污染生物风险削减机制。首先,以L.aquatilis为模式细菌,β-内酰胺类抗生素阿莫西林（Amoxicillin,AMO）为模式抗生素,醋酸钠（Na AC）为代表性易降解基质,揭示了易降解基质作用下水环境中细菌对抗生素降解与毒性削减机制,以及细菌抗性行为和生物风险削减机制。研究结果表明,Na AC加入能够活化β-内酰胺水解酶、酰胺酶、转氨酶和酰胺C-N水解酶等关键酶,显着促进AMO降解与矿化。AMO去除率提高了～60%,出水对微生物毒性抑制率只有～15%。L.aquatilis的外排泵蛋白、盘尼西林结合蛋白、β-内酰胺水解酶编码基因转录显着上调,同时抑制肽聚糖合成蛋白基因转录显着下调,表明微生物抗性能力增强,同时Na AC作为有机营养物质使生物量最终增加了～170%。SBR反应器体系中,易降解基质的上述贡献保障了活性污泥稳定性,处理工艺高效稳定运行近30天。同时,Na AC还优化了微生物群落结构,促进AMO的降解与矿化,抗性基因（Antibiotic resistance genes,ARGs）的绝对丰度下降～30%,ARGs携带质粒绝对丰度下降～30%,这表明ARGs的产生与传播风险大幅降低。其次,以C.regularis为模式微藻,AMO为模式抗生素,Na AC为代表性易降解基质,探明了易降解基质对微藻处理抗生素废水的效率与资源转化能力的影响与机制。研究结果表明,Na AC加入能够促进C.regularis水解酶、氧化还原酶与转移酶等关键降解酶编码基因转录显着上调。同时,AMO的降解率提高了～76%,生成的小分子中间产物。谷胱甘肽和抗氧化物酶体代谢路径相关基因转录显着上调,小球藻对抗生素毒性抵御能力增强。C.regularis比生长速率提高了～77%,生物量增加了～36%,细胞色素、油脂、多糖与蛋白的产量得到显着提高,分别增加了～41%、～61%、～122%和～34%。再次,探讨了易降解基质对典型抗生素磺胺甲恶唑（Sulfamethoxazole,SMX）在模拟含水层介质水环境中自然衰减的作用,解析了Na AC对模拟水环境中污染物自然衰减与生物风险影响机制。结果表明,Na AC优化了微生物群落结构,调控基因表达,增强微生物代谢、毒性抵抗能力,减少了溶解性微生物产物释放,促进电子受体与有机物削减,因此易降解基质并未导致出水有机物污染风险增加。无论以DO还是NO3–为电子受体,易降解基质加入均未显着提高SMX自然衰减效率。易降解基质加入后模拟含水层原位介质ARGs的总丰度有所增加,会促进ARGs水平传播,ARGs主要宿主是Proteobacteria,主要抗性机制为antibiotic efflux。出水中ARGs的总丰度增加,ARG主要传播方式为纵向传播,主要宿主为Proteobacteria和Actinobacteria,主要抗性机制为antibiotic efflux。综上,本研究在模拟抗生素废水中,探讨了易降解基质对微生物降解抗生素类污染物和废水资源化的影响与机制,明晰了易降解基质在提高目标抗生素降解效率与资源转化方面的积极作用,发现了易降解基质降低生物风险的产生与传播相关机制;在模拟含水层介质水环境中探明了易降解基质对有机物和氮污染衰减的积极作用,也提出了其在抗生素未衰减时具有导致ARGs丰度增加的可能性。研究成果以期为难降解有机物降解与衰减、资源回收,以及生物风险削减奠定理论基础。
徐杰明,何席伟,周嘉伟,张徐祥,任洪强[7]（2021）在《城市污水雌激素活性研究进展——毒性评估、致毒物解析及毒性削减》文中研究说明城市污水成分复杂,含有多种有毒有害物质,使其能对生物体产生各种不良生物效应,其中,内分泌干扰物,尤其是雌激素类物质以及具有雌激素活性的污染物,因能影响生物的生殖系统并造成受纳水体鱼类性别转变等危害而备受关注,城市污水的雌激素活性也一直是污水处理领域的研究热点。当前,城市污水回用是缓解全球水资源危机的重要途径之一,在此背景下开展污水雌激素活性毒性评估、致毒物解析及毒性削减研究对于保障其回用过程中的安全性至关重要。笔者围绕这一条研究主线,以城市污水为研究对象,对污水雌激素活性表征方法、雌激素活性关键致毒物解析以及污水处理过程中雌激素活性削减的相关研究成果进行回顾和总结,为今后城市污水安全排放和回用提供参考。
张燕茹[8]（2020）在《厌氧消化强化技术对剩余污泥中微生物和抗生素抗性基因的影响研究》文中研究指明我国飞速发展的城市化进程势必会伴随着市政污水排放量的逐年增加,从而产生大量的剩余污泥。由于无法得到妥善处理,剩余污泥已对生态环境造成了严重威胁。另一方面,抗菌剂的滥用导致环境中的微生物产生了不同程度的耐药性,同样严重威胁了人类的用药安全。城市污水厂在处理污水污泥的过程中会吸附和富集大量抗生素抗性基因（Antibiotic resistance genes,ARG）,加快人类致病菌通过基因水平转移等途径获得抗药性。作为一种重要的污泥处理与资源化利用方式,厌氧消化技术可以有效减少污泥体积、获得清洁能源（主要是甲烷）,同时还被认为具有杀灭致病菌,削减抗生素耐药性传播风险的潜力。然而目前厌氧消化技术受限于污泥的水解酸化,产气效率有待通过强化工艺被提升。并且关于厌氧消化技术能否有效控制污泥中抗生素耐药性传播风险问题仍存在较大争议,需要对厌氧消化过程中抗性基因迁移转化、致病菌获得耐药性机理的进行深入研究。本文针对传统厌氧消化产气效率低和消化过程中ARGs分布与传播机制不明的问题,通过向污泥厌氧消化系统引入外源添加物以及将中温系统逐步向高温系统转化,以达到强化厌氧消化工艺的目的。在不同强化工艺下,通过分子生物学技术联用和多元数理统计方法,结合半连续厌氧消化实验和序批式厌氧消化实验,全面探究污泥中的抗生素抗性基因、可移动基因元件（Mobile Genetic Elements,MGEs）和抗生素耐药菌群在厌氧发酵过程中的广谱分布特征;构建抗性基因与耐药群菌的分子生态网络,甄别承载抗性基因的关键基因元件和宿主菌群;解析抗性基因随着可移动基因元件和耐药菌群发生水平迁移和垂直迁移的行为机制;明确厌氧消化技术影响抗性基因动态变化的关键机理,提出一种既能提高厌氧消化产气效率,又能有效切断抗生素耐药性传播的控制方法。由于纳米零价铁（nZVI）作为一种廉价的电子供体,可以为微生物创造一个低氧化还原电位的厌氧环境,而Fe3O4纳米颗粒（Nanoparticles,NPs）可在同养型甲烷生成中促进直接种间电子转移。因此选择这两种铁系纳米颗粒作为厌氧消化系统中的外源添加物。半连续厌氧消化实验运行80天后,投加量为0.5 g L-1的Fe3O4 NPs（F1）和1 g L-1的nZVI（N2）的反应器累积沼气产量最大,分别将沼气产量提高了15.70%和13.44%。反应器F1和N2中s COD和VS的高去除率证明了纳米铁颗粒能够增强厌氧消化有机质降解。为期三天的仅水解-酸化实验的结果表明,Fe3O4 NPs或nZVI可以促进厌氧消化水解和产酸过程,并最终成为甲烷产量增加的根本原因。产气动力学模型拟合结果表明Fe3O4 NPs或nZVI提升最大沼气产生速率和水解速率。其中Cone model是最适合于拟合半连续厌氧消化产气的模型。在长期的半连续厌氧消化反应器中（100天）,Fe3O4 NPs和nZVI的添加均显着降低了消化污泥中微生物的Alpha多样性,同时改变微生物群落结构。但是Fe3O4 NPs和nZVI在厌氧消化系统中的浓度不会显着影响微生物的多样性及分布。使用荧光定量PCR技术（q PCR）对目标基因进行定量分析,结果显示两种纳米铁颗粒对部分ARGs有较好的去除效果,包括四环素类耐药编码基因（tet T,tet E和tet W）和β-内酰胺酶抗性编码基因（bla OXA）。而两个常见的磺胺类耐药编码基因丰度（sul I和sul II）反而在添加了纳米铁颗粒的厌氧消化污泥中有所增加。共现性网络分析表明,厌氧消化污泥中三个优势细菌门（变形杆菌门、厚壁菌门和放线菌门）同时也是ARGs的主要潜在宿主。而Fe3O4 NPs和nZVI会削减这三个优势菌门的丰度。因此,ARGs潜在宿主菌群的演替是导致其丰度变化的重要因素。此外,不同的污泥理化性质（如pH、sCOD和重金属）与ARGs的丰度具有显着相关性。结合宏基因组测序技术,对污泥中的微生物功能以及ARGs传播机制进行了更深度的分析。空白组、Fe3O4 NPs组和nZVI组中的基因数目存在显着性差异。两种纳米铁颗粒的长期存在对厌氧消化系统中的微生物基因数目有明显的削减作用。同时,纳米铁颗粒对微生物具有一定的选择作用,Fe3O4 NPs和nZVI分别为污泥微生物创造了一个独特的厌氧消化条件,从而使得Fe3O4 NPs组和nZVI组各自形成了相对于空白组相对独立的微生物菌群。然而基因功能注释结果显示,Fe3O4NPs或nZVI的存在,污泥厌氧消化系统本身的代谢功能并不会发生本质上的变化。三组实验样品中微生物主要的代谢类型均为碳水化合物代谢、氨基酸代谢和能量代谢。抗生素抗性基因注释的结果显示,Fe3O4 NPs和nZVI整体上会提升消化污泥中ARGs的数目,尤其是会富集抗生素抗性机制的丰度。变形杆菌门、拟杆菌门和厚壁菌门是本研究中ARGs的主要宿主。除了铁系纳米颗粒,其他四种常见的非铁系纳米颗粒（包括碳NPs、A l 2O 3N P s、Z n O N P s和C u O N P s）由于在工业和个人生活中的广泛应用,不可避免的进入城市污水处理系统,进而对污泥厌氧消化过程产生影响。在投加量为50 mg/g VSadded的序批式厌氧消化实验中,碳NPs和Al2O3N P s能促进厌氧消化的性能,而Z n O N P s和C u O N P s抑制了厌氧消化的性能。这四种纳米颗粒都降低了细菌的Alpha多样性。碳NPs和Al2O3N P s增加了古菌的Alpha多样性,而Z n O N P s和C u O N P s则降低了古菌的Alpha多样性。Zn O NPs和Cu O NPs对古菌的抑制导致了对应的厌氧消化反应器产甲烷量的降低。与碳NPs和Al2O3 NPs相比,Zn O NPs和C u O N P s对微生物群落结构变化的影响更为显着。q P C R结果表明,四种纳米颗粒会使得厌氧消化反应器中的MGEs丰度显着增加。MGEs总绝对丰度分别增加了145.01%、159.67%、354.70%和132.80%。其中Zn O NPs组对tnp A-03的富集率最高,可达2854.80%。共现网络分析表明,变形杆菌门和厚壁菌门是MGEs的主要潜在宿主。冗余度分析和变异划分分析表明代谢产物（包括总多糖、VFA、SCOD和蛋白质）是影响细菌群落变化的最重要参数,对细菌群落变化的解释量为47.06%。此外,在本研究中,四种代谢物与tnp A-01、tnp A-02、tnp A-03、tnp A-04、tnp A-05、tnp A-0 7和I S C R 1呈显着正相关。通过添加纳米颗粒虽然可以一定程度上提高厌氧消化性能,但是在去除ARGs上效果不佳。因此本文采用逐步式升温策略,用20天时间将中温厌氧消化转变为高温厌氧消化,探究升温过程对ARGs的去除效果。微生物相对丰度结果显示,厌氧消化系统中的菌群对温度变化有着敏锐的感知,优势细菌从中温条件下的变形杆菌门（10.93～18.95%）逐渐转变为厚壁菌门（18.12～74.89%）。此外,宏基因组揭示了升温过程中ARGs的广谱分布情况。结果显示,高温可减少30%以上的ARGs亚型。其中,高温条件对四环素、大环内酯、培南、氟喹诺酮、吖啶染料和肽抗性基因有较好的去除效果。高温性厌氧消化系统中ARGs的减少可能是由于编码抗生素外排泵基因的缺失、生物量的快速分解、微生物多样性的丧失以及多药耐药细菌细胞的破坏。考虑到高温活性污泥法具有高效去除ARGs的优点,且产甲烷量高于中温型活性污泥,因此认为高温是城市污泥处理和再利用的重要技术。
黄小丁[9]（2020）在《克拉霉素对污泥厌氧消化的影响及控制研究》文中提出克拉霉素（Clarithromycin,CLA）是第二代14元环大环内酯类抗生素的代表,自20世纪90年代在世界各国陆续上市以来,已被广泛应用于人畜禽疾病的预防与治疗。大量的生产和使用导致CLA不可避免地被释放到环境中,据报道,在环境中检测到的CLA浓度已达ppb至ppm级别,给对人类健康和生态环境带来了潜在危害。污水处理厂是CLA进入自然环境前的一道防线,但目前传统生物处理工艺难以有效降解污水中的CLA,多数CLA会被污泥浓缩吸附或残留于污水中,给后续处理处置过程带来不利影响。厌氧发酵/消化是众多工程实践及学者所青睐的实现剩余污泥稳定化和资源化的工艺,但是当CLA作为污染物存在于剩余污泥中时,它对剩余污泥厌氧发酵/消化过程的影响行为、机制及其自身代谢转化行为目前尚未得到系统解析。因此,本论文全面研究了CLA对剩余污泥厌氧发酵产短链脂肪酸（Short-chain fatty acid,SCFAs）、H2和CH4的影响,探究了其产生影响的潜在机理,并解析了CLA在剩余污泥厌氧系统中的降解行为。同时提出了利用过氧化钙及利用硫酸盐还原菌（Sulfate-reducing bacteria,SRB）污泥强化CLA降解的方法,并初步评估了方法的可行性。本文首先通过短期批次实验,探究了不同浓度CLA对剩余污泥高温厌氧发酵（60℃）产SCFAs和产H2的影响,同时深入研究了CLA对酸化及耗H2过程的潜在作用机理。实验表明,CLA在短期内（48小时）会抑制SCFAs的生成,且对乙酸的抑制更明显。但CLA会显着提升最大累积产H2量和最大产H2速率,同时会延长产H2延滞期,随着CLA浓度从0增加到60 mg/kg TSS,最大累积产H2量从25.5±1.3提升到36.1±1.1m L/g VSS,当CLA浓度增加到300～2000 mg/kg TSS,产H2量略微提升至37.3±1.2～39.7±1.3 m L/g VSS。CLA对酸化过程的短暂抑制是CLA在前48小时抑制SCFAs生成,同时增加产H2延滞期的主要原因,而CLA对同型产乙酸菌的抑制是CLA提升最大产H2速率及最大累积H2产量的最重要原因。接着全面考察了CLA对剩余污泥中温厌氧消化产CH4过程影响及机理。实验发现,CLA会抑制最大产CH4速率,但不会影响最终累积CH4产量,当CLA浓度从0增加到1000 mg/kg TSS,最大产CH4速率从20.0±0.4下降到13.7±0.3 m L/（g VSS·d）,当CLA浓度进一步增加到2000 mg/kg TSS,最大产CH4速率没有进一步显着下降（p>0.05）。机理研究表明CLA对污泥多糖和蛋白质的溶出过程有促进作用,对厌氧消化水解、酸化、乙酸化、同型产乙酸、甲烷化和硫酸盐还原过程有不同程度的抑制作用,CLA对乙酸化及甲烷化过程的抑制时间更长、抑制程度更深,这是导致最大产CH4速率受到抑制的主要原因。微生物测序分析结果表明,互营产乙酸菌如Syntrophomonas和Syntrophorhabdus,产甲烷菌如Methanosaeta和部分氢营养型产甲烷菌丰度的增加有助于CLA反应器后期产CH4性能的恢复。在上述研究的基础上,进一步解析了CLA在剩余污泥厌氧发酵/消化系统中的降解行为及机理,并揭示了CLA典型代谢产物对剩余污泥厌氧发酵/消化过程的潜在影响。结果表明,60 mg/kg TSS CLA在污泥高温发酵系统反应3天后降解效率为5±2%,主要代谢产物为去克拉定糖基-CLA（De-CLA,占比97%）和内酯环水解-CLA（3%）;CLA在污泥中温厌氧消化体系反应36天降解效率为62.9±3.2%,内酯环水解路径是CLA的主要代谢路径,代谢产物为内酯环水解-CLA（占比32.6%）和同分异构体-CLA（28.0%）,其次是克拉定糖水解路径,代谢产物为De-CLA（37.4%）,第三是磷酸化路径,代谢产物为磷酸化-CLA（2%）。erm F基因介导的23S r RNA甲基化是厌氧污泥微生物对CLA产生耐药的主要机制,而ere基因介导的酯酶合成和mph基因介导的磷酸转移酶合成有利于CLA的生物降解。CLA典型代谢产物De-CLA对污泥有机物溶出、水解及同型产乙酸过程无显着影响,对酸化、乙酸化、甲烷化及硫酸盐还原过程有轻微抑制,但抑制程度远低于CLA。最后,考察了利用过氧化钙及利用SRB污泥强化CLA降解的可行性。结果表明,过氧化钙处理加速了污泥中CLA的降解,反应2天,60 mg/kg TSS CLA的去除效率达85.6%,过氧化钙对CLA的降解作用削弱了后续厌氧消化过程中由CLA引起的耐药风险。经CLA长期驯化的SRB污泥能强化CLA的生物降解,反应3天,0.01、1和10mg/L CLA的去除效率分别为91.5±3.6%、61.3±2.2%和49.1±1.2%,在SRB污泥系统中CLA主要通过吸附和生物降解作用被去除,且生物降解作用贡献更大,CLA生物代谢产物为De-CLA（占比92%）、内酯环水解-CLA（6%）及同分异构体-CLA（2%）。CLA会诱导潜在耐药微生物,如Escherichia Shigella,Trichococcus和Lactobacillus的富集,而外排泵、23S r RNA甲基化、酯酶水解及外源耐药基因捕获是SRB污泥微生物表达和传播耐药性的重要机制。本研究全面探讨了CLA影响剩余污泥厌氧发酵/消化过程的行为方式及作用机理,并首次提出了利用过氧化钙及SRB污泥强化CLA降解的方法,所得结果填补了现有污泥消化理论关于CLA影响规律的空白,也为日后抗生素降解技术的开发提供了理论依据。
薛柯,薛银刚,许霞,江晓栋,刘菲,施昕澜,顾铭[10]（2020）在《厌氧-缺氧-好氧处理工艺的污水处理厂进出水的毒性评价》文中认为为了准确评估厌氧-缺氧-好氧（A2/O）处理工艺对废水毒性的削减效率,采用斑马鱼胚胎急性毒性实验、发光细菌急性毒性实验和小鼠L929细胞毒性实验进行测试,结合理化指标,通过毒性当量（TU）法、平均毒性（Av Tx）法、毒性指数（Tx Pr）法、最敏感测试（MST）法和潜在生态毒性效应（PEEP）法对常州市6家污水处理厂（生活污水、综合废水、化工废水、制药废水）进水和出水的生物毒性进行了评价。结果表明,斑马鱼胚胎的毒性敏感程度最高,3种受试生物的毒性评价结果具有较好的一致性。理化达标的污水处理厂出水仍存在一定的生物毒性效应,出水毒性较大的是综合污水处理厂,排入受纳水体后可能会对周围的生态环境产生潜在的生态风险。A2/O处理工艺对各污水处理厂进水的毒性削减较好,其中对制药废水的毒性削减最高,Av Tx、Tx Pr、MST和PEEP的毒性削减率分别为99.45%、99.64%、99.48%和69.66%。与Av Tx、Tx Pr、MST法相比,PEEP法能够更综合地评价废水毒性。
二、污水毒性削减的工艺研究进展（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、污水毒性削减的工艺研究进展（论文提纲范文）
（1）高级氧化及磁场作用控制膜污染的效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 我国水资源现状 |
| 1.1.2 二级出水现状 |
| 1.1.3 二级出水深度处理主要技术 |
| 1.2 超滤技术概述 |
| 1.2.1 超滤膜污染的研究 |
| 1.2.2 减缓超滤膜污染的主要方法 |
| 1.3 高级氧化技术综述 |
| 1.3.1 不同高级氧化技术的原理及优缺点 |
| 1.3.2 高级氧化技术的展望 |
| 1.4 磁化水处理技术应用 |
| 1.5 主要研究内容、意义及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2.实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.1 主要实验试剂 |
| 2.1.2 主要实验仪器 |
| 2.2 高级氧化技术降解膜污染物实验方法 |
| 2.2.1 电催化降解膜污染物的实验方法 |
| 2.2.2 臭氧降解膜污染物实验方法 |
| 2.2.3 铁碳微电解降解膜污染物实验方法 |
| 2.2.4 响应曲面优化法 |
| 2.3 高级氧化预处理前后的超滤膜污染实验 |
| 2.4 磁场控制下的超滤膜污染实验 |
| 2.5 利用QCM-D探究磁场对膜污染物的影响 |
| 2.6 测试与表征方法 |
| 2.6.1 牛血清蛋白、腐殖酸、多糖的检测方法 |
| 2.6.2 DOC检测方法 |
| 2.6.3 LC-OCD检测方法 |
| 2.6.4 臭氧含量检测方法 |
| 2.6.5 荧光物质检测方法 |
| 2.6.6 AOC含量检测方法 |
| 2.6.7 毒性检测方法 |
| 3.高级氧化法对膜污染物的降解对比及处理前后的膜污染探究 |
| 3.1 高级氧化法对膜污染物的降解效果对比分析 |
| 3.1.1 电催化技术的不同参数对膜污染物的降解效果影响 |
| 3.1.2 臭氧技术的不同参数对膜污染物的降解效果影响 |
| 3.1.3 铁碳微电解技术的不同参数对膜污染物的降解效果影响 |
| 3.1.4 高级氧化法对膜污染物降解的实验小结 |
| 3.2 高级氧化法对膜污染物的降解机理分析 |
| 3.2.1 LCOCD表征电催化前后不同电流密度对膜污染物的作用变化 |
| 3.2.2 LCOCD表征臭氧前后不同气流量对膜污染物的作用变化 |
| 3.3 响应曲面分析法优化高级氧化处理混合膜污染物的试验条件探究 |
| 3.3.1 响应面分析法优化电催化预处理混合膜污染物的试验条件研究 |
| 3.3.2 响应面分析法优化臭氧预处理混合膜污染物的试验条件研究 |
| 3.4 高级氧化法处理前后对超滤膜污染的控制探究 |
| 3.5 实验小结 |
| 4.高级氧化法对二级出水的降解及处理前后的膜污染探究 |
| 4.1 高级氧化法对二级出水的降解效果分析 |
| 4.2 高级氧化降解二级出水前后对超滤膜污染的控制分析 |
| 4.3 高级氧化法对二级出水降解前后的毒性分析 |
| 4.4 高级氧化法对二级出水降解前后的AOC分析 |
| 4.5 实验小结 |
| 5.磁场控制下对膜污染影响的探究 |
| 5.1 磁场控制下的原污染物膜污染 |
| 5.1.1 磁场对膜污染物在超滤处理的作用效果 |
| 5.1.2 磁场对膜污染物在QCM-D的作用效果 |
| 5.2 磁场结合电催化技术对膜污染物的超滤膜污染探究 |
| 5.3 磁场结合电催化技术对二级出水的超滤膜污染探究 |
| 5.4 实验小结 |
| 6.结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（2）污水中大环内酯类抗生素去除技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 大环内酯类抗生素的理化性质 |
| 2 大环内酯类抗生素在水环境中的分布及危害 |
| 2.1 MA在水环境中的分布 |
| 2.2 MA的环境风险 |
| 3 MA的去除技术 |
| 3.1 物化法 |
| 3.2 化学氧化法 |
| 3.3 生物方法 |
| 3.4 耦合工艺 |
| 3.5 去除机理 |
| 4 总结和展望 |
（3）不同类型城镇污水处理技术排水对人源干细胞的综合毒性（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 回用水水质毒性效应研究进展 |
| 1.1.1 国内外中水回用概况 |
| 1.1.2 污水回用风险研究 |
| 1.1.3 污水回用水质评价方法 |
| 1.2 污水处理工艺概述 |
| 1.2.1 污水二级处理 |
| 1.2.2 污水三级处理 |
| 1.2.3 污水消毒工艺 |
| 1.2.4 湿地生态修复 |
| 1.3 生物毒性测试方法 |
| 1.3.1 急性毒性 |
| 1.3.2 氧化应激 |
| 1.3.3 双向诱导分化 |
| 1.4 人骨髓间充质干细胞(hBMSCs)毒理学模型 |
| 1.5 本文主要研究思路与内容 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 研究目的和内容 |
| 2.污水处理工艺排水对hBMSCs的细胞毒性及毒性削减 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 主要试剂与仪器 |
| 2.1.2 水样采集及前处理 |
| 2.1.3 理化指标检测方法 |
| 2.1.4 hBMSCs细胞培养和暴露 |
| 2.1.5 hBMSCs细胞活性测定 |
| 2.1.6 发光菌急性毒性实验 |
| 2.1.7 数据处理 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 理化指标检测结果 |
| 2.2.2 代表性城镇二级污水处理厂进水和各工艺排水对 hBMSCs 的细胞毒性 |
| 2.2.3 代表性城镇三级污水处理厂进水和各工艺排水对 hBMSCs 的细胞毒性 |
| 2.2.4 代表性湿地生态修复项目进水和最终排水对 hBMSCs 的细胞毒性 |
| 2.2.5 代表性城镇二级、三级污水厂和湿地修复技术排水的发光菌急性毒性 |
| 2.2.6 两种受试生物模型的比较 |
| 2.2.7 不同处理工艺对污水发光菌急性毒性和人源细胞毒性的削减 |
| 2.2.8 水体一般毒性与理化参数的相关性分析 |
| 2.3 小结 |
| 3.污水处理工艺排水对hBMSCs的氧化损伤效应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 主要试剂与仪器 |
| 3.1.2 hBMSCs细胞培养和暴露 |
| 3.1.3 细胞氧化应激实验 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 代表性二级污水处理工艺排水对人源干细胞的氧化损伤效应 |
| 3.2.2 代表性三级污水处理工艺排水对人源干细胞的氧化损伤效应 |
| 3.2.3 湿地修复技术排水对人源干细胞的氧化损伤效应 |
| 3.2.4 不同处理工艺对人源干细胞的氧化损伤效应削减 |
| 3.3 小结 |
| 4.污水处理工艺排水对hBMSCs细胞分化潜能的干扰作用 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 主要试剂与仪器 |
| 4.1.2 hBMSCs细胞培养和暴露 |
| 4.1.3 成骨/成脂双向诱导分化 |
| 4.1.4 钙结节茜素红染色与定量 |
| 4.1.5 油红O染色与定量 |
| 4.1.6 数据处理 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 代表性二级污水处理工艺排水对人源干细胞双向分化的影响 |
| 4.2.2 代表性三级污水处理工艺排水对人源干细胞双向分化的影响 |
| 4.2.3 湿地修复技术排水对人源干细胞双向分化的影响 |
| 4.2.4 不同处理工艺对hBMSCs多种毒性效应结果比较 |
| 4.3 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（4）七大河流中优先控制药物毒性分析及其源头削减工艺评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩写与中文解释对照表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 中国水体中药物污染现状 |
| 1.2.1 中国药物消费现状 |
| 1.2.2 水体中常见药物污染物的种类、来源与迁移转化 |
| 1.2.3 水体中药物的危害 |
| 1.2.4 水体中药物污染现状 |
| 1.2.5 中国污水处理厂中药物去除现状 |
| 1.3 优先控制污染物筛选体系建立研究 |
| 1.3.1 优先控制污染物筛选体系的建立方法 |
| 1.3.2 优先控制污染物筛选体系的建立研究现状 |
| 1.3.3 优先控制药物筛选体系的建立研究现状 |
| 1.4 基于生命周期评价的污水处理工艺研究 |
| 1.4.1 生命周期评价的概述 |
| 1.4.2 生命周期评价在污水处理评估中的研究现状 |
| 1.5 药物毒性分析及其源头削减工艺评估研究中存在的问题 |
| 1.6 课题来源及研究的目的和意义 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究的目的及意义 |
| 1.7 本文的主要研究内容及技术路线 |
| 第2章 研究方法 |
| 2.1 优先控制药物清单的建立方法 |
| 2.1.1 中国水环境中优先控制药物清单数据集的建立 |
| 2.1.2 七大河流中优先控制药物清单数据集的建立 |
| 2.1.3 中国污水处理厂中优先控制药物清单数据集的建立 |
| 2.1.4 指标的选择及计算 |
| 2.1.5 风险分数分析 |
| 2.2 基于USEtox的环境水体中药物潜在毒性分析方法 |
| 2.3 基于LCA的深度处理工艺去除药物的毒性及生态影响分析 |
| 2.3.1 工艺概况及耗能分析 |
| 2.3.2 毒性及环境影响评价 |
| 2.3.3 敏感性分析 |
| 第3章 中国七大河流中优先控制药物筛选 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 中国水环境中优先控制药物清单的建立 |
| 3.2.1 中国水环境中优先控制药物筛选的数据集分析 |
| 3.2.2 优先控制药物筛选体系中各指标分数计算 |
| 3.2.3 筛选分组后各组别内药物分析 |
| 3.2.4 与其他同类研究的比较 |
| 3.2.5 不确定性分析 |
| 3.3 中国七大河流中药物浓度及检测频率分析 |
| 3.3.1 中国七大河流中优先控制药物筛选的数据集分析 |
| 3.3.2 长江与黄河流域 |
| 3.3.3 海河与淮河流域 |
| 3.3.4 松花江与辽河流域 |
| 3.3.5 珠江流域 |
| 3.3.6 中国七大河流中药物浓度分析 |
| 3.4 中国七大河流中优先控制药物清单的建立 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 基于USEtox的环境水体中药物潜在毒性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 用于USEtox模型的输入参数分析 |
| 4.3 中国七大河流中药物潜在毒性分析 |
| 4.3.1 药物生态毒性和人体毒性特征化因子分析 |
| 4.3.2 中国七大河流中药物潜在毒性影响分析 |
| 4.4 中国主要城市污水处理厂中药物潜在毒性分析 |
| 4.4.1 药物去除分析 |
| 4.4.2 药物潜在毒性分析 |
| 4.4.3 药物排入不同环境介质产生的生态影响分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 污水深度处理工艺对优先控制药物毒性削减及环境影响评估 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 中国污水处理厂优先控制药物清单的建立 |
| 5.2.1 优先控制药物筛选体系中各指标分数计算 |
| 5.2.2 筛选分组后各组别内药物分析 |
| 5.2.3 与其他同类研究的比较 |
| 5.2.4 不确定性分析 |
| 5.3 不同处理工艺对药物的去除 |
| 5.3.1 药物去除率的影响因素分析 |
| 5.3.2 深度处理工艺对药物的去除率分析 |
| 5.4 污水深度处理工艺在生命周期方法下的毒性影响评估 |
| 5.4.1 工艺运行毒性影响对比分析 |
| 5.4.2 造成毒性影响的关键因素分析 |
| 5.4.3 深度处理工艺去除药物毒性分析 |
| 5.4.4 敏感性分析 |
| 5.5 污水深度处理工艺在生命周期方法下的环境影响评估 |
| 5.5.1 工艺运行环境影响对比分析 |
| 5.5.2 造成环境影响的关键因素分析 |
| 5.5.3 敏感性分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录1 中国水环境中优先控制药物清单建立的数据集 |
| 附录2 我国主要河流中药物检测情况 |
| 附录3 中国七大河流中优先控制药物清单建立的数据集 |
| 附录4 不同权重分布下的药物排名 |
| 附录5 三种深度处理工艺的LCA清单分析 |
| 附录6 药物的各指标得分和总分 |
| 附录7 中国主要河流中药物浓度数据 |
| 附录8 药物暴露风险及生态影响指标分数 |
| 附录9 USEtox中计算所研究药物的生态毒性和人体毒性特征化因子所需的输入参数 |
| 附录10 USEtox中生态毒理学和人体毒性表征因子计算所需的毒性参数 |
| 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）稻田湿地-生态沟渠净化村落次级支浜污染河水特性研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 农业面源污染概述 |
| 1.1.1 农业面源污染现状 |
| 1.1.2 农业面源污染国内外研究进展 |
| 1.1.3 农业面源污染治理措施 |
| 1.2 农业面源污染中痕量污染物 |
| 1.2.1 农业面源污染中农药残留 |
| 1.2.2 农业面源污染中内分泌干扰物 |
| 1.3 面源污染治理稻田湿地耦合生态沟渠处理工艺选择 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线图 |
| 2 前置增氧对稻田湿地去除氨氮效能及微生物群落影响研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验装置与进水水质 |
| 2.2.2 水质指标检测及试验仪器 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 稻田湿地系统硝化-反硝化微生物驯化效果 |
| 2.3.2 间歇曝气方式下曝气强度对稻田湿地脱氮效果分析 |
| 2.3.3 稻田湿地优化曝气下对常规污染物去除效果分析 |
| 2.3.4 稻田湿地微生物群落特性研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 稻田湿地协同HD菌强化降解农药残留试验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验装置 |
| 3.2.2 试验仪器与试剂 |
| 3.2.3 HD菌形态特征及接菌方法 |
| 3.2.4 水样预处理 |
| 3.2.5 土样预处理 |
| 3.2.6 试验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 稻田湿地退水中农药残留消解动态分析 |
| 3.3.2 稻田湿地土壤中农药残留消解动态分析 |
| 3.3.3 稻田湿地农残降解动力学分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 稻田湿地中类固醇雌激素HD菌强化降解试验研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验装置与进水水质 |
| 4.2.2 试验仪器与试剂 |
| 4.2.3 预处理 |
| 4.2.4 土样预处理 |
| 4.2.5 衍生化处理 |
| 4.2.6 EDCs的测定条件 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 稻田湿地去除EDCs效能分析 |
| 4.3.2 HD菌剂强化后稻田湿地各生物单元对EDCs去除分析 |
| 4.3.3 稻田湿地水芹种植期土壤中残留EDCs的变化特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 稻田湿地HD菌强化降解村落支浜污水微生物群落特性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验样品采集 |
| 5.2.2 样品测序方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 微生物种群多样性指数分析 |
| 5.3.2 门水平微生物群落结构分析 |
| 5.3.3 属水平微生物群落结构分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 生态沟渠原位深度净化稻田湿地退水试验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验装置及进水水质 |
| 6.2.2 水质指标检测及试验仪器 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 生态沟渠对常规污染物去除效能分析 |
| 6.3.2 生态沟渠对EDCs去除效率分析 |
| 6.3.3 稻田湿地-生态沟渠耦合系统进、出水质有机物致突变性分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 村落静脉支浜原位生态净化示范工程跟踪评价与效能评估 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 示范工程选址及概况 |
| 7.2.2 示范工程设计路线 |
| 7.2.3 示范工程区域污染源分类及核算方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 示范工程建成前区域排污总量分析 |
| 7.3.2 示范工程建成后区域排污总量及削减分析 |
| 7.3.3 示范工程水质跟踪评价 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 结果与讨论 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（6）易降解基质对抗生素风险削减与资源转化的影响与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水环境中有机物污染特征与转化 |
| 1.1.1 废水中有机物污染特征与转化 |
| 1.1.2 废水中有机物能源回收与转化 |
| 1.1.3 天然水环境中有机物污染特征与转化 |
| 1.2 抗生素废水处理转化与风险产生 |
| 1.2.1 抗生素废水处理 |
| 1.2.2 抗生素废水能源化 |
| 1.2.3 抗生素生物降解机制 |
| 1.2.4 抗性基因产生与传播机制 |
| 1.3 水环境中易降解基质与作用 |
| 1.3.1 水环境中的易降解基质 |
| 1.3.2 共代谢理论 |
| 1.3.3 易降解基质对抗生素生物降解的影响 |
| 1.3.4 易降解基质对抗生素废水资源转化的作用 |
| 1.3.5 易降解基质对水体自净的贡献 |
| 1.4 研究目的及创新点 |
| 1.4.1 科学问题的提出 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 应用软件 |
| 2.2 微生物培养与实验设计 |
| 2.2.1 微生物种源与培养方法 |
| 2.2.2 实验设计 |
| 2.3 分析项目与检测方法 |
| 2.3.1 物化指标 |
| 2.3.2 生物指标 |
| 2.3.3 组学分析 |
| 2.4 数据统计分析 |
| 第3章 易降解基质强化AMO生物降解与风险削减机制 |
| 3.1 易降解基质促进生物降解AMO |
| 3.1.1 AMO去除率 |
| 3.1.2 降解路径与机制 |
| 3.1.3 生物毒性 |
| 3.2 易降解基质调控AMO降解酶转录 |
| 3.3 易降解基质增强微生物对AMO毒性防御 |
| 3.3.1 生物量 |
| 3.3.2 细胞微观结构 |
| 3.3.3 抗性机制 |
| 3.4 易降解基质削减生物风险产生与传播 |
| 3.4.1 AMO降解 |
| 3.4.2 抗性基因丰度 |
| 3.4.3 抗性基因传播 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 易降解基质促进小球藻降解AMO与生物质资源转化 |
| 4.1 易降解基质促进小球藻降解AMO |
| 4.1.1 AMO去除率 |
| 4.1.2 降解路径与机制 |
| 4.2 易降解基质调控小球藻产生AMO降解酶 |
| 4.3 易降解基质促进小球藻生长 |
| 4.3.1 生物量增加 |
| 4.3.2 光合作用活性增强 |
| 4.3.3 细胞微观结构 |
| 4.4 易降解基质对小球藻胞内组分影响 |
| 4.4.1 细胞色素含量与产量 |
| 4.4.2 多糖含量与产量 |
| 4.4.3 蛋白含量与产量 |
| 4.4.4 油脂含量与产量 |
| 4.4.5 生物质合成路径变化 |
| 4.5 易降解基质对小球藻毒性防御体系的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 易降解基质对模拟含水层中SMX污染风险衰减的影响 |
| 5.1 易降解基质对电子受体归趋的影响 |
| 5.1.1 DO浓度变化 |
| 5.1.2 硝酸盐氮浓度变化 |
| 5.2 易降解基质对有机物衰减的影响 |
| 5.2.1 易降解基质变化 |
| 5.2.2 出水SMX残留风险 |
| 5.2.3 溶解性有机物变化 |
| 5.2.4 有机物毒性风险 |
| 5.3 电子受体与有机物削减机制 |
| 5.3.1 微生物群落结构变化 |
| 5.3.2 微生物代谢功能机理 |
| 5.4 易降解基质对生物风险影响 |
| 5.4.1 抗性基因绝对丰度变化 |
| 5.4.2 抗性基因相对丰度与类型 |
| 5.4.3 抗性基因归属与抗性机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（7）城市污水雌激素活性研究进展——毒性评估、致毒物解析及毒性削减（论文提纲范文）
| 1 城市污水雌激素活性(Estrogenic activity of mu-nicipal wastewater) |
| 1.1 城市污水雌激素活性的概念 |
| 1.2 雌激素活性检测方法与原理 |
| 1.2.1 卵黄蛋白原(VTG)生物标志物 |
| 1.2.2 体外报告基因细胞测试法 |
| 1.2.3 其他方法 |
| 1.3 城市污水雌激素活性水平 |
| 2 城市污水雌激素活性关键致毒物解析(Identification of key toxicants of estrogenic activity in municipal wastewater) |
| 3 污水处理对城市污水雌激素活性的削减(Reduction of estrogenic activity in municipal wastewater treatments) |
| 3.1 常规生化处理 |
| 3.2 深度处理 |
| 3.2.1 臭氧处理 |
| 3.2.2 活性炭处理 |
| 4 总结与展望(Conclusions and perspectives) |
（8）厌氧消化强化技术对剩余污泥中微生物和抗生素抗性基因的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 剩余污泥与抗生素抗性基因概述 |
| 1.1.1 剩余污泥的来源与危害 |
| 1.1.2 抗生素抗性基因的来源与危害 |
| 1.1.3 剩余污泥中的抗生素抗性基因压力 |
| 1.1.4 剩余污泥资源化利用方法 |
| 1.2 厌氧消化技术概述 |
| 1.2.1 厌氧消化原理及过程 |
| 1.2.2 厌氧消化运行参数对厌氧消化微生物的影响 |
| 1.2.3 厌氧消化强化工艺 |
| 1.3 纳米颗粒在厌氧消化中的应用 |
| 1.3.1 零价金属纳米颗粒 |
| 1.3.2 氧化金属纳米颗粒 |
| 1.3.3 炭基纳米颗粒 |
| 1.3.4 复合纳米颗粒 |
| 1.4 抗性基因在厌氧消化系统的研究 |
| 1.4.1 抗生素抗性基因耐药机制和传播机制 |
| 1.4.2 厌氧消化技术处理抗性基因现状 |
| 1.4.3 厌氧消化技术处理抗性基因的瓶颈 |
| 1.4.4 抗生素抗性基因的研究方法 |
| 1.5 分子生物学探究厌氧消化中的微生物和抗基因 |
| 1.5.1 传统培养法 |
| 1.5.2 PCR扩增技术 |
| 1.5.3 新一代测序技术 |
| 1.6 研究目的和主要内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.7 技术路线图 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 厌氧消化反应器装置及操作 |
| 2.1.1 序批式厌氧消化实验 |
| 2.1.2 半连续式厌氧消化实验 |
| 2.1.3 厌氧消化仅水解-酸化实验 |
| 2.2 主要实验用的污泥 |
| 2.3 厌氧消化样品常规理化性质测定 |
| 2.3.1 沼气产量的测定 |
| 2.3.2 沼气组分的测定 |
| 2.3.3 样品的处理与主要理化参数测定 |
| 2.4 污泥厌氧消化样品DNA的提取及 |
| 2.4.1 DNA提取 |
| 2.4.2 DNA鉴定 |
| 2.5 目标基因的定量分析 |
| 2.5.1 目标基因实时高通量定量PCR |
| 2.5.2 目标基因定量PCR |
| 2.6 16S RRNA扩增子测序分析 |
| 2.6.1 16S rRNA测序步骤 |
| 2.6.2 16S rRNA测序生物信息学分析 |
| 2.6.3 微生物群落分析 |
| 2.7 宏基因组测序分析 |
| 2.7.1 构建宏基因组文库与测序 |
| 2.7.2 宏基因组测序数据预处理 |
| 2.7.3 Metagenome组装 |
| 2.7.4 Metagenomics信息分析流程 |
| 2.8 测序数据数理统计及可视化 |
| 2.8.1 多元数理统计分析 |
| 2.8.2 生物信息学数据的可视化 |
| 2.9 主要标准试剂与仪器设备 |
| 第3章 两种铁系纳米颗粒对厌氧消化性能影响及产气动力学分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 半连续厌氧消化的实验设备和操作 |
| 3.2.3 样品收集和分析方法 |
| 3.2.4 产气动力学模型 |
| 3.2.5 产气动力学模型评估和验证 |
| 3.2.6 数据统计与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 接种污泥和底物污泥的理化特性 |
| 3.3.2 Fe_3O_4 NPs和 nZVI对 CSTRs的产气影响 |
| 3.3.3 Fe_3O_4 NPs和 nZVI对 CSTRs生物降解性和 稳定性能的影响 |
| 3.3.4 Fe_3O_4 NPs和 nZVI对水解-酸化过程的影响 |
| 3.3.5 CSTRs产沼气的动力学研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 两种铁系纳米颗粒对消化污泥微生物多样性及抗生素抗性基因丰度的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 半连续厌氧消化的实验设备操作和分组 |
| 4.2.3 半连续厌氧消化污泥样品收集 |
| 4.2.4 通过高通量qPCR技术确定目标ARGs |
| 4.2.5 主要分析指标和数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 半连续厌氧消化反应器基本性能 |
| 4.3.2 铁系纳米颗粒对CSTRs中微生物群落特征的影响 |
| 4.3.3 纳米铁材料对CSTRs中的 ARGs和 intI1丰度的 影响 |
| 4.3.4 ARGs、intI1 和潜在宿主之间的共现性关系 |
| 4.3.5 ARGs、intI1 与污泥理化性质的相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 两种铁系纳米颗粒对消化污泥微生物代谢功能和抗性基因传播机制的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 研究方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 数据预处理和Metagenome组装结果概述 |
| 5.3.2 基因预测及丰度分析 |
| 5.3.3 基因功能注释结果 |
| 5.3.4 抗性基因注释结果 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 四种非铁系纳米颗粒对污泥厌氧消化性能、微生物和抗性基因可迁移遗传元件的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 研究方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 序批次厌氧消化反应器的实验组设置 |
| 6.2.3 主要分析指标 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 四种纳米颗粒对系统运行性能的影响 |
| 6.3.2 四种纳米颗粒对厌氧消化污泥中MGEs丰度的影响 |
| 6.3.3 四种纳米颗粒对厌氧消化污泥中微生物群落的影响 |
| 6.3.4 MGEs与细菌共现性网络分析 |
| 6.3.5 厌氧性能参数对微生物和MGEs的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 高温厌氧消化对抗性基因的影响 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 研究方法 |
| 7.2.1 实验材料 |
| 7.2.2 温度影响下的厌氧消化器设置 |
| 7.2.3 主要分析指标 |
| 7.2.4 数据处理与分析 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 温度变化对厌氧消化性能的影响 |
| 7.3.2 温度变化度ARGs的分布影响 |
| 7.3.3 温度变化对微生物群落的影响 |
| 7.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读学位期间发表论文目录 |
| 附录 B 攻读学位期间所主持或参与的课题 |
| 致谢 |
（9）克拉霉素对污泥厌氧消化的影响及控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 本文常用缩略词 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 克拉霉素的特性及污染现状 |
| 1.1.1 CLA的基本结构及抗菌特性 |
| 1.1.2 CLA的耐药机制 |
| 1.1.3 CLA在环境中的污染现状 |
| 1.1.4 CLA的生物毒性及其降解研究 |
| 1.2 剩余污泥的产生与处理处置 |
| 1.2.1 剩余污泥的产生 |
| 1.2.2 剩余污泥的处理处置 |
| 1.3 药物类污染物对剩余污泥厌氧消化过程影响的研究 |
| 1.3.1 剩余污泥厌氧消化机理 |
| 1.3.2 药物类污染物对剩余污泥厌氧消化过程的影响 |
| 1.4 药物类污染物的强化降解研究 |
| 1.4.1 过氧化钙去除药物类污染物的研究进展 |
| 1.4.2 硫酸盐还原菌污泥去除药物类污染物的研究进展 |
| 1.5 课题研究目的、内容和技术路线 |
| 第2章 CLA对剩余污泥厌氧发酵产 H_2及产 SCFAs的影响 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 探究CLA对剩余污泥高温发酵产 H_2及产 SCFAs的影响 |
| 2.2.3 探究CLA对高温发酵过程中典型阶段的影响 |
| 2.2.4 探究发酵温度对含CLA污泥厌氧发酵产 H_2及产 SCFAs性能的影响 |
| 2.2.5 检测项目与分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 CLA对剩余污泥高温发酵产 H_2及产 SCFAs的影响 |
| 2.3.2 CLA对剩余污泥高温发酵过程中其他代谢产物的影响 |
| 2.3.3 CLA对高温发酵酸化过程影响 |
| 2.3.4 CLA对高温发酵耗H_2过程影响 |
| 2.3.5 CLA对剩余污泥高温发酵微生物的影响 |
| 2.3.6 发酵温度对含CLA剩余污泥厌氧发酵产 H_2及产 SCFAs的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 CLA对剩余污泥厌氧消化产CH_4的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 探究CLA对剩余污泥厌氧消化产CH_4的影响 |
| 3.2.3 探究CLA对厌氧消化各典型阶段的影响 |
| 3.2.4 检测项目与分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 CLA对剩余污泥厌氧消化CH_4生成的影响 |
| 3.3.2 CLA对剩余污泥厌氧消化过程中SCFAs消耗的影响 |
| 3.3.3 CLA对剩余污泥厌氧消化过程中H_2S生成的影响 |
| 3.3.4 CLA对厌氧消化产CH_4影响的机理研究 |
| 3.3.5 CLA对剩余污泥厌氧消化过程中细菌和古菌的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 CLA降解及其典型降解产物对剩余污泥厌氧发酵/消化过程的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 探究CLA在剩余污泥厌氧发酵/消化体系中的降解 |
| 4.2.3 探究De-CLA对剩余污泥厌氧发酵/消化过程的影响 |
| 4.2.4 探究De-CLA对厌氧消化各典型阶段的影响 |
| 4.2.5 检测项目分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 CLA在剩余污泥厌氧发酵/消化体系中的降解研究 |
| 4.3.2 De-CLA对剩余污泥厌氧发酵产 H_2及产 SCFAs的影响 |
| 4.3.3 De-CLA对剩余污泥厌氧消化产CH_4的影响 |
| 4.3.4 De-CLA对厌氧消化各典型阶段的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 CLA的强化降解研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 过氧化钙强化降解CLA的可行性研究 |
| 5.2.3 SRB污泥强化降解CLA的可行性研究 |
| 5.2.4 检测项目与分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 过氧化钙强化CLA的降解 |
| 5.3.2 SRB污泥强化CLA的生物降解 |
| 5.3.3 两种强化方法的讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A攻读学位期间发表的论文目录 |
| 附录 B攻读学位期间参与的科研项目 |
| 致谢 |
（10）厌氧-缺氧-好氧处理工艺的污水处理厂进出水的毒性评价（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究区域 |
| 1.2 试剂与仪器 |
| 1.3 实验方法 |
| 1.3.1 理化指标检测 |
| 1.3.2 斑马鱼胚胎毒性实验 |
| 1.3.3 发光细菌急性毒性实验 |
| 1.3.4 MTT细胞毒性实验 |
| 1.4 综合生物毒性评价 |
| 1.5 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 基本理化指标 |
| 2.2 各污水处理厂生物毒性评价 |
| 2.2.1 斑马鱼胚胎毒性效应 |
| 2.2.2 发光细菌急性毒性效应 |
| 2.2.3 MTT细胞毒性效应 |
| 2.3 综合生物毒性评价 |
| 3 结论 |
四、污水毒性削减的工艺研究进展（论文参考文献）
- [1]高级氧化及磁场作用控制膜污染的效果研究[D]. 王一帆. 西安理工大学, 2021(01)
- [2]污水中大环内酯类抗生素去除技术研究进展[J]. 李同,胡俊,黄辉,冯传哲,张徐祥,任洪强. 工业水处理, 2021(06)
- [3]不同类型城镇污水处理技术排水对人源干细胞的综合毒性[D]. 宋京洋. 大连理工大学, 2021(01)
- [4]七大河流中优先控制药物毒性分析及其源头削减工艺评估[D]. 李燕. 哈尔滨工业大学, 2021
- [5]稻田湿地-生态沟渠净化村落次级支浜污染河水特性研究[D]. 侯君霞. 常州大学, 2021(01)
- [6]易降解基质对抗生素风险削减与资源转化的影响与机制[D]. 张崇军. 吉林大学, 2021(01)
- [7]城市污水雌激素活性研究进展——毒性评估、致毒物解析及毒性削减[J]. 徐杰明,何席伟,周嘉伟,张徐祥,任洪强. 生态毒理学报, 2021(02)
- [8]厌氧消化强化技术对剩余污泥中微生物和抗生素抗性基因的影响研究[D]. 张燕茹. 湖南大学, 2020(02)
- [9]克拉霉素对污泥厌氧消化的影响及控制研究[D]. 黄小丁. 湖南大学, 2020(02)
- [10]厌氧-缺氧-好氧处理工艺的污水处理厂进出水的毒性评价[J]. 薛柯,薛银刚,许霞,江晓栋,刘菲,施昕澜,顾铭. 中国环境监测, 2020(05)