一、氯化消毒处理综合型医院污水的技术探讨（论文文献综述）
邹帅文,刘军,黄文博,王海珍,李光辉[1]（2021）在《新冠肺炎疫情下医疗机构污水消毒应急强化措施》文中指出医疗污水主要源于医院病房、门诊室、浴室、洗衣房等场所,含有一些特殊的污染物,如药物、消毒剂、诊断用剂、洗涤剂,以及大量病原性微生物、寄生虫卵及各种病毒等。医疗污水来源和成分比常规生活污水更为复杂,具有空间污染、急性传染和潜伏性传染的特征,危害性更大。因此,医疗污水,尤其是传染病医院以及突发公共卫生事件（如"非典"和本次新型冠状病毒肺炎）期间医院污水排放,需确保病原微生物指标稳定达到排放要求,消毒工艺选择和强化显得更为重要[1]。
胡高垚[2]（2020）在《海口人工泳池细菌耐药基因调查及从业人群健康影响因素研究》文中研究指明目的:了解海口地区游泳池细菌耐药基因的种类及空间分布特征,耐药基因与水体细菌及消毒、理化指标的关联,了解泳池从业人员的自觉健康状况,卫生相关知识的掌握情况及影响健康状况的因素。为泳池微生物及其耐药风险防控和从业人群的健康防护提供依据。为保障公众娱乐用水健康安全及维持生态平衡有重要的预报价值和科学意义,为预防和控制耐药性细菌在人群的传播提供依据。方法:多阶段分层随机抽样海口市16家人工泳池,采集各池水样和池壁菌,运用选择培养、平板划线法结合富集培养法筛选细菌;水煮法及试剂盒法提取DNA,聚合酶链式反应（PCR）及测序分析确认耐药菌株耐药基因（β-内酰胺酶类、氯霉素类、磺胺类、氨基糖苷类、四环素类抗生素基因）;运用DC-1400型泳池水质检测仪检测水样游离性余氯、化合性余氯、尿素、浑浊度、氨氮、pH、微生物值等指标;按《公共场所卫生标准检验方法》（GB/T 18204.6-2013）检测水质细菌总数及大肠菌群数;对耐药基因及水质数据进行差异统计及关联分析。运用卡方检验、单因素分析、logistic回归等对人工泳池从业人员健康状况进行分析。结果:1.本次实验共抽取16家人工泳池,共96份样,分别来自海口市四个行政区,其中酒店泳池6家,小区泳池10家。池水来源菌株48株,池壁来源48株。2.对泳池筛选到的耐药菌PCR及测序分析耐药基因结果显示,检测出耐药基因类型有β-内酰胺酶类（mecA、blamcr-1）;氯霉素类（floR）;磺胺类（sulⅠ、sulⅡ）;氨基糖苷类（aadA、strA）;四环素类（tetS）;其中检出频率最高的为氯霉素类耐药基因,占比7.29%（7/96）,最低的为四环素类（tet S基因）和氨基糖苷类（strA基因）,占比1.04%（1/96）,四个不同行政分区的泳池耐药基因存在差异（c2=12.178,P=0.007）检出单基因率达41.67%,两两比较以0.007为检验水准,A区和B区（c2=9.017,P=0.003）,A区和C区（c2=12.079,P=0.001）之间存在差异,而其他各区域间无差异性。池壁的耐药基因比池水检出率高（c2=5.556,P=0.018）,均检出高危mcr-1耐药基因。3.对采集的48份水样进行游离性余氯、化合性余氯、pH值、尿素、氨氮、浑浊度6项理化指标检测,参比标准各指标达标率如下:游离性余氯79.17%（38/48）、化合性余氯85.42%（41/48）、氨氮91.67%（44/48）、尿素合格率95.83%（46/48）。两类型泳池理化指标合格率经卡方检验分析,氨氮指标具有统计学差异（c2=4.911,P=0.046）,其他指标无统计学差异。4.对采集的48份水样进行水质细菌总数及大肠菌群检测,指标达标率如下:细菌总数77.08%（37/48）、大肠杆菌合格率97.92%（47/48）。其中游离性余氯与水体细菌总数及耐药基因存在负相关性（P<0.05）。5.问卷表明,酒店和小区泳池从业人员近1个月内注意力不集中,记忆力下降、眼睛疲劳怕光,发炎,干眼情况的差别有统计学差异（P<0.05）。单因素分析和logistics回归表明,氯化消毒较非氯化消毒对近一个月耳朵疼痛或瘙痒和眼睛疲劳怕光,发炎,干眼状况有差异;是否为氯化消毒和氯化消毒剂不同类型这两因素均对注意力不集中,记忆力下降有统计学差异,组间比较不同消毒剂间无差异;氯化消毒剂类型对睡眠、便秘、皮肤瘙痒、恶心或呕吐、头昏或头痛均有统计学差异（P<0.05）。消毒时做防护是耳朵疼痛或瘙痒的保护因素（OR<1）,消毒时做防护措施越完善患耳朵疼痛或瘙痒风险越低。消毒类型是氯化消毒与非氯化消毒为臭氧和紫外线消毒相比,为耳朵疼痛或瘙痒、鼻塞或打喷嚏、头昏或头痛的危险因素（OR>1）,表明氯化消毒接触时间越久,能增加相关风险。结论:1.本市泳池存在较为普遍的细菌耐药现象,四个行政区域之间耐药基因检出率经卡方检验分析有明显差异（P<0.05）,其中存在更多人流量的区域耐药性更严重。2.泳池耐药菌耐氯霉素类基因频率较高,检出多重耐药基因及高风险耐药基因mcr-1,池壁和水样之间耐药基因检出率经卡方检验分析有明显差异（P<0.05）,池壁耐药性比水样更严重,需加强泳池水及以外空间的微生物污染及健康风险的研究。3.游离性余氯不符合标准,应完善泳池消毒净化措施,安排专业的消毒人员及时换新水且投加适量的消毒剂,多方法结合消毒比单一氯化消毒更符合水质安全需求。4.酒店从业人员较小区从业人员文化程度高,应加强从业人员文化知识培训及普及。较酒店来说小区从业人员更容易患耳朵,口鼻,头昏或头痛等自觉健康症状,消毒时做好防护措施能降低这些健康风险,应该重视日常防护。
骆煜晨[3]（2020）在《医院污水在不同消毒工艺中副产物生成规律与孕激素浓度变化研究》文中研究说明近年来,医院污水（HWW）因含有大量病原微生物和药物类污染物,已经逐渐成为国内外水处理领域的研究热点。孕激素在HWW中普遍存在,作为一种固醇类激素,其消耗量远远大于雌激素和雄激素,逐渐受到学者们的广泛关注。消毒是HWW处理必不可少的单元,由于所选择的消毒工艺不同,消毒过程往往会伴随着不同消毒副产物（DBPs）的生成,这些DBPs与孕激素随出水排放进入水体,会对水生态和人体健康产生不利影响。本研究以HWW经一级过滤处理出水（FPTE）和二级生物处理出水（SBTE）为研究对象,分别进行氯消毒（Cl2）、二氧化氯消毒（Cl O2）、紫外消毒（UV）、臭氧消毒（O3）和紫外/氯消毒（UV/Cl2）,探究了FPTE和SBTE经以上五种消毒工艺处理后DBPs生成量、生成势,出水水质急性毒性和孕激素的变化。研究表明,在每种消毒剂的最佳投量下,不同消毒工艺中DBPs的总生成量遵循Cl2>UV/Cl2>Cl O2>UV≈O3的顺序,浓度在10.28～170.76μg/L之间,表明DBPs的生成量与氯的投加剂量密切相关。同时,在最佳消毒剂用量下,消毒副产物总生成势（DBPFP）的顺序为:UV/Cl2>UV≈Cl2>O3>Cl O2,浓度范围为1.05～1297.94μg/L。此外,研究发现随着氯用量的减少,UV/Cl2消毒过程中形成的DBP减少。但是,UV/Cl2消毒过程可能会将有机化合物降解为更多的DBPs前体,从而导致DBPFP高于Cl2消毒过程。值得注意的是,在O3消毒过程中发现某些特定的DBPFP,例如卤代酮生成势（HKFP）、水合氯醛生成势（CHFP）和三氯硝基甲烷生成势（TCNMFP）高于Cl2消毒过程,这可能是由于O3消毒过程形成了氧化副产物。此外,除O3外,经所有其他消毒工艺处理后的出水中小球藻的生长抑制率均增加,且急性毒性顺序与DBP的生成规律相一致。孕激素检测结果发现,HWW中61种天然与合成的各类孕激素均被检测到,浓度总和高达1126.18 ng/L,且天然孕激素为主要成分,浓度高达845.51 ng/L。一级处理工艺对孕激素的去除几乎没有任何影响,但二级生物处理工艺通过活性污泥的代谢和降解作用,能有效削减HWW中孕激素的含量。FPTE和SBTE经各消毒工艺处理后,总孕激素的浓度由低到高为:UV/Cl2<Cl2<O3<Cl O2<UV,去除效果为UV/Cl2>Cl2>O3>Cl O2>UV。本研究所采用的五种消毒工艺对天然孕激素的去除效果相较于其他三类孕激素更好,其中O3消毒能有效降低出水中孕激素含量,对大部分孕激素（除5α-DHP和5β-DHP外）的去除效果均优于Cl2消毒。推荐臭氧为医院污水消毒工艺的最佳选择,其用于一级二级出水的最佳投加计量分别为:30 mg/L（FPTE）和10 mg/L（SBTE）。因为它不仅生成的DBPs量少,同时能有效降低出水的DBPFP,而且其出水急性毒性最低,对大部分孕激素也有较好的去除效果。
吴嘉璐[4]（2019）在《城市水循环关键节点环境中条件致病菌高通量检测方法的研究与应用》文中认为人类条件致病菌（Human potential pathogens,HPB）在城市水体分布广泛,其引起的发病率和死亡率呈逐年升高趋势,一直备受关注。携带大量HPB的污废水汇集于污水处理厂或未经处理直接排入环境水体,进入受纳河流,易污染水源水并威胁饮用水安全。传统的微生物培养法常用于分析环境样品中HPB的分布、丰度及多样性。然而,环境中HPB的种类繁多且大多无法培养,传统方法难以准确、全面分析环境中的HPB。基于实时荧光定量PCR（Quantitative Real-Time PCR,qPCR）技术的分子生物学方法逐步取代培养法,成为当前环境 HPB定量分析的主流方法。但是,该方法也存在通量低、费时费力等显着缺陷。近年来,迅速发展的宏基因组学和高通量PCR技术（HT-qPCR）为全面、快速、高通量检测环境HPB提供了新思路。宏基因组学方法可以通过解析环境样品中所有DNA信息,实现环境HPB的全谱分析。宏基因组学方法一般基于两种目标基因检测HPB:—是基于16S rRNA基因,二是基于标志性基因。本文通过比较两种检测分析方法的准确性及灵敏度,选取了准确性更高、灵敏度更好的16S rRNA 比对分析方法进一步解析了城市水循环关键节点（生活污水、养殖废水、受纳河流、水源水及饮用水）中HPB的丰度与多样性,同时建立了检测多种高危HPB特异性基因的HT-qPCR技术,并分析了该技术的应用性特征。主要研究结果如下:（1）定量添加培养菌株（铜绿假单胞菌、大肠杆菌、肠道沙门氏菌、嗜水气单胞菌和肺炎克雷伯氏菌）的DNA进行内标法实验,并对结果进行qPCR法验证分析,结果表明在饮用水中,标志性基因比对方法（MetaPhlAn2）检出的铜绿假单胞菌相对丰度与实际加入DNA浓度负相关,说明该方法对部分HPB的检测不准确。在灵敏度方面,16S rRNA基因比对方法对不同HPB的检出/定量限和定量范围与标志性基因比对方法相比均低1～3个数量级,因此其检测的线性范围的较标志性基因比对方法更广,更有利于检测城市水循环节点样品中的低丰度HPB,且和qPCR的检出/定量限较为接近。但是两种方法的最高内标浓度结果均已偏离线性区间,较qPCR法的线性范围更小。综合考虑准确性和灵敏度,16S rRNA 比对方法优于标志性基因比对方法,更适用于城市水循环节点样品中HPB的全面检测。（2）应用16S rRNA基因比对方法探究城市水循环不同节点环境中HPB分布特征,结果表明在生活污水、畜禽养殖废水及水产养殖废水中共同存在氧化木糖无色杆菌等1 1种HPB,且生活污水及畜禽养殖废水共同存在的30种HPB中与粪便污染相关的HPB达15种（拟杆菌属等）。畜禽养殖和水产养殖废水可显着改变其受纳河流中HPB群落结构,生活污水对受纳河流中HPB群落结构影响较小。饮用水处理与输配系统中存在相对丰度较高的嗜水气单胞菌等HPB,常规饮用水处理工艺可显着改变HPB群落结构。城市水循环节点环境中共存在40种高频现、高丰度或高风险HPB,嗜水气单胞菌是唯一同时满足上述三类特性的HPB,其在城市水循环中分布与归趋亟需重点关注。（3）针对城市水循环节点中存在的25种危险度较高的HPB,建立了可同时检测这些HPB特异性基因的HT-qPCR方法,并评价了其应用特征。HT-qPCR方法基因特异性良好,准确性高;针对不同类型HPB的检测限均在103copies/μL DNA,扩增效率处于85%-98%之间,灵敏度较高,与普通qPCR检测值处于同一数量级;且相对标准偏差（RSD）小于0.05,平行样品间重复性较好。应用HT-qPCR检测城市水循环节点样品中HPB发现,饮用水、水产养殖废水、河流底泥等水环境中未检出这些HPB,而在河湖类水环境（水源水、长江水与太湖水等）和污水环境（医院废水、村镇污水以及城市污水等）中均可检出部分HPB,嗜水气单胞菌等9种HPB分别存在于不同的城市水循环节点中。本文比较分析了两种高通量检测HPB的宏基因组学方法（16S rRNA基因比对、标志性基因比对）,全面解析城市水循环关键节点（城市污水、畜禽养殖废水、水产养殖废水、受纳河流以及饮用水系统）中HPB分布特征,获得了高频现、高丰度或高风险三类HPB的分布信息,并建立了全面检测嗜水气单胞菌等25种HPB的HT-qPCR方法,相关结果为全面认知和有效防控城市水环境中HPB提供了科学依据和方法学基础。
金艺[5]（2019）在《供水管网中自由氯作用下氧氟沙星的迁移转化规律研究》文中研究说明近年来,随着生活水平的提高和医疗技术的进步,抗生素在医疗领域被大量使用。氧氟沙星（OFL）,作为其中喹诺酮类抗生素的典型代表,在临床医学中被广泛应用。尽管其具有良好的治愈效果,但同时也不断在水体、沉积物、土壤等多种环境介质中被检出。这些环境残留会影响植物的生长发育、抑制甚至杀死环境中的某些微生物并对人类健康产生影响。此外,近年来,具有致癌、致畸、致突的三卤甲烷（THMs）和卤乙酸（HAAs）等消毒副产物也不断在饮用水中被检出且含量有逐年增多的趋势,威胁人类健康。氧氟沙星的环境残留问题和消毒副产物所带来的水污染问题受到了人们的广泛关注。同时,关于氧氟沙星等抗生素在环境中迁移转化规律的研究也成为了饮用水安全领域的研究热点。目前,对氧氟沙星的去除和饮用水消毒的研究已有很多,并且取得了很大的进展,但仍存在一些不足。其中,对氧氟沙星的研究主要集中在烧杯去离子水等简单的反应环境下,对于供水管网复杂环境中氧氟沙星的降解以及迁移转化过程的研究尚未见诸报道。因此,本课题以城市水系统中长期存在的氧氟沙星为研究对象,以浙江某高校大型给水管网水质综合模拟实验平台为研究手段,系统研究了供水管网和烧杯去离子水中在自由氯作用下氧氟沙星的迁移转化规律,对有效控制氧氟沙星进入到城市水系统及保护人体健康和环境提供了一定的参考意义。本课题研究了在不同管材、流速、pH、自由氯浓度、温度作用下氧氟沙星在管网中的降解动力学、产物生成,并将氧氟沙星在烧杯和管网中的降解实验进行对比。其结果表明:在管网和去离子水中自由氯氧化氧氟沙星的反应速率随自由氯浓度的增加而增加,且氧氟沙星在去离子水中降解效率高于在管网中的降解效率,自由氯氧化氧氟沙星的反应符合二级动力学模型。不同pH条件下自由氯氧化氧氟沙星的降解速率为中性﹥酸性﹥碱性。管材和温度对降解影响都比较明显。氧氟沙星在PE管和不锈钢管中的降解速度接近,且均高于在球墨铸铁管中的降解速度。随着温度的升高,降解速率不断升高,说明氧氟沙星降解是个吸热过程。流速对氧氟沙星在管网中和去离子水中的降解速率的影响不大。通过液相色谱-质谱法（LC-MS）对自由氯氧化氧氟沙星的中间产物进行了检测,结果表明:哌嗪环是参与氧化反应的主要基团,哌嗪环上的N4原子是参与氧化反应的主要点位。自由氯使氧氟沙星失去一个-CH3形成氧化产物M-61,继续对哌嗪环上的N4原子作用,脱去C3H7N形成氧化产物M-101。恶嗪环开环形成氧化产物M-139。喹诺酮环上的N2原子被Cl取代形成氧化产物M-108。另外,自由氯一方面进攻哌嗪环上的羟基,夺取氢失去一个H2O分子形成氧化产物M-18,另一方面失去一个CO2分子形成氧化产物M-44。随着反应的进行,发生取代反应,H原子被Cl原子取代,形成氧化产物M+44。此外,本课题分析了自由氯氧化氧氟沙星过程中THMs和HAAs的生成规律。其中,THMs主要以三氯甲烷（TCM）的形式存在;HAAs主要以—氯乙酸（MCAA）的形式存在。随着反应时间的增加,THMs、HAAs的浓度均逐渐增大。
赵晓辉[6]（2019）在《环境友好型氟喹诺酮分子修饰及其机理研究》文中提出氟喹诺酮类物质（Fluoroquinolones,FQs）作为常用的抗生素药物,通过医疗卫生和畜禽水产养殖行业的持续广泛使用,随着污水、粪便及污水处理污泥进入自然环境而被频繁检出,诱导土壤环境微生物、动物及人体内细菌抗药性的产生,并干扰动植物个体正常的生理机能,通过食物链影响生态系统平衡和人类健康,作为新兴污染物而引起广泛关注。医疗废水、制药废水和畜禽养殖废水中高浓度的FQs对污水处理设施生化单元的微生物群落形成高强度选择性压力,导致去除效率低下。芬顿、臭氧、光催化等高级氧化技术的降解较为彻底,但存在着药剂消耗量大、能耗及运行费用高的问题。本文基于FQs分子结构与物质特性的关系,立足于从源头控制和减缓FQs的不利环境效应,为新兴污染物特别是药物化合物环境污染的源头防控提供理论借鉴。首先通过构建功能特性（细菌遗传毒性）和环境特性（光解、生物富集性）的定量构效关系模型,揭示有利于物质特性改善的分子结构修饰信息,以此指导设计了功能特性改善且兼具环境友好性的FQs衍生物。利用量子化学计算方法推断FQs光敏化反应路径及机理,借助分子对接方法考察FQs及其衍生物与DNA拓扑异构酶及两者复合物之间的结合能力,分析生物富集性和细菌遗传毒性的差异性及作用机理,在分子生物学层面对修饰方法进行效果验证,并通过耦合定量构效关系模型和因子分析的方法探究了 FQs各类分子参数对细菌遗传毒性的影响程度,拓宽获取分子修饰指示信息的途径。最后对FQs衍生物在生物体内代谢、光解、微生物降解和氯化消毒过程的转化路径及降解产物进行了推断,通过考察降解产物较母体衍生物遗传毒性的变化,分析其潜在的环境风险,开阔了环境友好型衍生物的筛选思路。主要研究内容及结果如下:1、利用CoMFA和CoMSIA两种方法构建FQs分子结构与光解半衰期logt1/2的光降解性3D-QSAR模型,通过三维等势图分析获取有利于光解半衰期t1/2缩短的分子修饰指示信息。以环丙沙星CIP为模板分子,在哌嗪环的C-13位置引入修饰基团得到9种光解性提高的CIP衍生物,借助遗传毒性3D-QSAR模型预测,发现在光解特性改善的同时功能特性不降低。通过量子化学计算CIP光敏化反应路径的能垒和反应热,发现芳香环羟基化是主要的反应类型,氧化脱羧反应最难发生,哌嗪环断裂发生的可能性最大。CIP衍生物在光解半衰期t1/2缩短的同时,光解反应哌嗪环断裂所需的能垒也有所降低。通过考察与白腐真菌漆酶的结合能力,发现CIP及其衍生物在光解后均生成生物降解性提高的产物,其中经哌嗪环断裂得到的产物最为显着。2、利用CoMSIA方法构建FQs分子结构与辛醇-水分配系数Kow的生物富集性3D-QSAR模型,通过三维等势图分析获取有利于生物富集性降低的分子修饰指示信息。以那氟沙星NAD为模板分子,在C-3位和C-18位分别开展单、双取代得到23种NAD衍生物,之后借助QSAR模型和分子对接预测评价细菌遗传毒性、光解性及其与细菌DNA拓扑异构酶的结合能力,最终筛选出13种低生物富集性、高遗传毒性和光降解性基本保持的衍生物。采用分子对接方法考察NAD及衍生物与细菌DNA拓扑异构酶的相互作用,推断生物富集作用的差异性与作用位点处参与氨基酸残基的疏水性能、衍生物中亲水基团和周围游离水分子之间的作用键长有关。3、利用PLS方法构建FQs分子拓扑结构信息与鼠伤寒沙门氏菌（革兰氏阴性菌）遗传毒性（功能特性）的HQSAR模型,通过活性贡献图分析获取有利于遗传毒性增强的分子修饰指示信息。在C-7号位引入修饰基团得到35种FQs衍生物,之后借助QSAR模型和分子对接方法预测评价光解性、生物富集性及其与细菌遗传毒性作用靶点——DNA-拓扑异构酶复合物的结合能力,最终筛选出4种杀菌效果显着提升且兼具环境友好性的FQs衍生物。利用分子对接方法考察氨氟沙星AMI及其衍生物与肺炎链球菌拓扑异构酶Ⅳ-DNA复合物的相互作用,发现精氨酸ARG、天冬酰胺ASN、天冬氨酸ASP、亮氨酸LEU是参与作用的主要氨基酸种类,其亲水性对结合起重要影响;静电作用方式强于范德华力作用,参与静电作用的氨基酸使用频率的增加有利于两者结合能力的增强。4、耦合2D-QASR模型与因子分析两种方法考察4类32种FQs分子参数（包括电子参数、理化参数、谱图参数和几何参数）对细菌遗传毒性的影响,发现代表分子临界温度的沸点（Boiling Point,BP）、临界温度（Critical Temp,CT）、能隙值（Energy gap,EG）参数和代表分子内部结构的立体效应参数（steric parameter,MR）、分子量（Molecular Weight,Mol Wt）、红外 C-O 键伸缩振动频率（IRC-O stretching vibration frequencies,IR-（C-O）svf）参数均起主要影响作用,可为FQs细菌遗传毒性的分子设计及修饰提供指示信息。5、对本文所设计的6种FQs衍生物在生物体内代谢、自然光解、微生物降解和氯化消毒过程的转化路径及产物进行了推断,利用HQSAR模型预测分析转化产物较其母体衍生物遗传毒性的变化,发现除氯化消毒产物普遍降低外,其他三个降解过程的部分产物出现升高现象进而存在潜在的环境风险。
宋喆[7]（2019）在《紫外及紫外/过硫酸盐降解水中苯妥英钠的对比研究》文中提出随着医药产业的发展,以药物及个人护理品（PPCPs）为代表的有机微污染物所造成的水污染问题日趋严重。苯妥英钠（DPH）作为一种常见的抗癫痫药物,具有稳定的化学结构,常规的水处理工艺难以将其有效去除。高级氧化技术（AOPs）可以有效去除大部分的水中有机微污染物,然而目前大多数AOPs的发展都因存在条件复杂、易产生二次污染等问题而受到限制。与此同时基于紫外光（UV）的处理技术则凭借操作简单和不易造成次生污染等优势而受到广泛关注,UV光解技术和基于UV的高级氧化技术更是研究中的热门方向。由于UV在活化过硫酸盐时可以高效产生硫酸根自由基形成高级氧化体系,因此,本文研究了紫外（UV）和紫外/过硫酸盐（UV/PS）两种体系降解水中DPH的效能、影响、反应机理及应用前景等,对于探究基于UV的处理技术具有重要意义。首先,本文对比研究了DPH在UV和UV/PS体系中的降解效能,实验结果表明:在底物浓度为20μM,pH=7.0（10 mM磷酸盐缓冲）,反应温度为25°C,PS投加量为500μM的条件下,DPH在UV（反应90 min）和UV/PS（反应30 min）体系中的去除率分别是85.4%和94.7%;在两种UV体系内,UV直接光解DPH均发挥了重要作用,其中UV体系内DPH的降解全部来自于直接光解;而UV/PS体系中除UV直接光解DPH外,还存在SO4·-对DPH的氧化降解,其中各因素贡献度为UV（55.8%）>SO4·-（38.8%）。其次,本研究在分析UV和UV/PS体系降解DPH的影响因素时发现:UV对DPH的去除效率在酸性条件下更高,而不同pH对DPH在UV/PS中降解无明显影响;升高温度可在一定程度上促进两种体系对DPH的降解;氯离子、硝酸根离子和重碳酸根离子等无机阴离子对两种体系降解DPH的降解效能均没有明显影响;腐殖酸（HA）会显着抑制DPH在两种体系中的降解效能;在UV/PS体系中DPH的去除率会随着PS投加量增加而增加,其假一级降解速率常数(kobs)与PS投加量线性正相关。在进行机理探究实验时发现:与污染物的降解效率不同,DPH在两种体系内的矿化率均较低,相同条件下的矿化率在UV和UV/PS体系内均不足10%;UV直接光解DPH可生成二苯甲酮亚胺、苯甲酮和2,2-联苯乙醛等6种中间产物,而在UV/PS降解DPH过程中则可检出包含UV体系6种产物在内的8种中间产物,本文在此基础上推测了DPH在两种体系中可能的降解路径。此外,研究中发现UV/PS体系降解DPH可显着降低溶液的生物毒性,但UV体系内的生物毒性则一直较高;采用UV/PS体系降解DPH对于后续氯化过程中DBPs的生成势具有较好的抑制效果,且明显优于UV直接光解体系。
贾舒宇[8]（2018）在《饮用水氯化消毒影响细菌抗生素抗性的分子生态学机理研究》文中指出抗生素的广泛使用甚至滥用加速了水环境中抗生素抗性细菌（ARB）及抗性基因（ARGs）的传播,严重威胁人类健康和生态安全。消毒工艺是饮用水处理过程中控制致病菌传播的关键步骤,但近年来有研究表明饮用水氯化消毒可增强残留微生物的抗生素抗性,然而目前关于消毒对ARGs多样性和丰度的影响及潜在分子生态学机理研究还较少。之前的研究工作主要采用聚合酶链式反应（PCR）和定量实时PCR（qRT-PCR）检测环境中的ARGs,但该方法会受到引物的限制且在环境样品DNA扩增过程中可能存在偏差。应用杂交技术检测环境中的ARGs也存在检测限低和样品预处理复杂等问题。本论文以江苏省某自来水厂为研究对象,应用高通量测序技术和宏基因组学研究方法,结合qRT-PCR和抗生素敏感性分析等技术,研究了水厂氯化消毒过程中抗生素抗性基因组、可移动遗传元件（MGEs）和细菌群落结构的变化特征及其潜在的相互联系,探索了饮用水氯化消毒影响细菌抗生素抗性的潜在分子生态学机理,为饮用水中ARGs和潜在抗性致病菌的风险防控提供理论指导。主要研究结果如下:（1）饮用水氯化消毒对细菌抗生素抗性的影响采用麦康凯培养基从砂滤出水、氯化后出水和管道运输后出水中筛选菌株并进行菌株分子分类学鉴定,结果表明饮用水氯化消毒和管道运输明显改变了可培养细菌的组成。属水平上,氯化消毒前占主导地位的菌属为埃希氏菌属、肠杆菌属和克雷伯氏菌属,氯化消毒和管道运输后,假单胞菌属比例明显增加。分子克隆和454焦磷酸测序结果显示氯化消毒和管道运输过程中细菌群落组成发生了明显变化,氯化消毒降低了饮用水中细菌的多样性。变形菌门在饮用水系统中占主导地位,且经过氯化消毒和管道运输后其比例逐渐升高。抗生素敏感性分析结果表明氯化消毒后,对氯霉素、甲氧苄胺嘧啶和头孢噻吩具有抗性的ARB比例分别提高了 4.1、1.5和3.0倍,分离得到的细菌携带ampC、blaTEM-1、tet（B）、tet（C）和aphA2的相对丰度下降,tet（A）和sulI的相对丰度升高。与砂滤出水相比,管道运输后样品中的ARB对大部分抗生素的抗性增强,对氨苄西林、四环素、甲氧苄胺嘧啶和头孢噻吩具有抗性的ARB的丰度分别增加了 1.5、2.8、4.7、3.3和4.8倍。分离得到的细菌携带blaTEM-1、tet（A）、tet（B）和aphhA2基因的相对丰度升高。针对饮用水样品提取到的总DNA,qRT-PCR结果表明氯化消毒能显着提高饮用水中 7 种 ARGs（ampC、aphA2、blaTEM-1、tet（A）、tet（G）、ermA 和 ermB）的相对丰度（p<0.05）,而管道运输后检测到的8种ARGs相对丰度显着降低（p<0.05）。（2）饮用水氯化消毒过程中ARGs与MGEs多样性和丰度的变化特征连续采集水厂源水、沉淀出水、砂滤出水、氯化消毒后出水和不同运输距离自来水样品,提取样品总DNA。采用高通量测序技术及宏基因组学分析方法,在全部样品中共检测到15类共151种ARGs,其中多重耐药类、杆菌肽类和磺胺类ARGs是饮用水样品中主要的ARGs,其相对丰度占ARGs总相对丰度的75.44-94.60%,其中抗结节细胞分裂（Resistance-Nodulation-Cell division,RND）ARGs的相对丰度占多重耐药类ARGs总相对丰度的99.33-100%。氯化消毒后,ARGs的多样性显着降低（p<0.05）,但总相对丰度显着增加（p<0.05）,其中多重耐药类（主要为RND外排泵类ARGs）及杆菌肽类（主要为bacA）ARGs的相对丰度显着升高（p<0.05）,分别升至71.10±4.81 ppm和15.45±2.62 ppm,是导致ARGs总相对丰度升高的主要原因。此外,共发现22种持久性ARGs（大部分为多重耐药类ARGs）,其多样性较低,但相对丰度占饮用水中ARGs总相对丰度的81.80-95.00%。持久性ARGs中,bacA基因和RND外排泵类基因在氯化消毒后相对丰度显着增加（p<0.05）。主坐标分析和Adonis检测结果表明抗生素抗性基因组在氯化消毒后发生了显着变化（p<0.01）,余氯是影响饮用水处理和管道运输系统中抗生素抗性基因组变化的最重要因素。与此同时,氯化消毒显着提高了整合子、质粒和插入序列的相对丰度（p<0.05）,其相对丰度均在氯化消毒出水中达到最高,分别为84.23±10.20 ppm、3869.65±1246.01 ppm和182.46±87.38 ppm。MGEs与ARGs间的相对丰度具有显着的正相关性,其中整合子的相对丰度与ARGs的相对丰度的线性相关性最高（R2=0.85）,其次为插入序列（R2=0.66）和质粒（R2=0.62）。（3）饮用水氯化消毒过程中细菌群落结构更替与潜在致病菌变化规律采用454焦磷酸测序技术研究饮用水氯化消毒前后和管道运输后细菌群落结构的变化,发现氯化消毒显着降低了细菌群落的多样性（p<0.05）,与此同时也显着改变了细菌群落结构（p<0.01）。氯化消毒和管道运输过程中,变形菌门的比例不断升高,自来水样品中最高比例达94.22±0.24%,但放线菌门比例逐步下降。属水平上,氯化消毒能够增加残留细菌中假单胞菌属、嗜酸菌属、鞘氨醇单胞菌属、Pleomonas和Undibacterium的比例,且其中部分菌属与bacA和RND类ARGs显着正相关（p<0.02）。宿主分析和冗余分析一致表明假单胞菌属和嗜酸菌属是bacA和多重耐药类ARGs的主要宿主。氯化消毒主要通过累积耐氯的假单胞菌属和嗜酸菌属等细菌显着改变细菌群落组成和结构,而余氯是饮用水氯化消毒过程中细菌群落结构更替的主要驱动因子（p<0.05）。与此同时,应用MetaPhlAn2分析发现饮用水样品中存在产碱假单胞菌、铜绿假单胞菌、琼氏不动杆菌和嗜水气单胞菌等13种潜在致病菌。沉淀和砂滤导致潜在致病菌的相对丰度由源水中的18.76%降至0.45%,但氯化消毒后,潜在致病菌的相对丰度升高至21.39%,且潜在致病菌种类增加为10种。这些潜在致病菌在管道中的增殖可能会威胁饮用水安全。（4）饮用水氯化钠化消毒改变细菌抗生素抗性的潜在分子生态学机理Mantel检验结果揭示了细菌群落与ARGs间具有显着的相关性（p<0.001）,方差分解分析结果表明细菌群落对细菌抗生素抗性基因组变化的相对贡献率为57.22%,高于MGEs的贡献率,说明细菌群落改变是影响饮用水中抗生素抗性基因组的主要驱动力,也是氯化消毒影响细菌抗生素抗性的潜在机制。与此同时,采用基于宏基因组学组装和Resfams数据库比对耦合的分析方法,发现氯化消毒能够显着增加饮用水中抗生素抗性开放阅读框（AR-ORF）的总丰度,AR-ORF的总丰度从121.13 ×/Gb显着升高至818.84 ×/Gb（p<0.01）。RND和ABC抗生素外排机制的AR-ORF为饮用水中的核心ARGs,其丰度占AR-ORF总丰度的41.94-74.81%,且在氯化消毒后显着增加（p<0.01）。氯化消毒明显提高了类MGE的ORF（MGE-like ORF）的平均丰度,且促进了饮用水中多种ARGs的共出现,以及ARGs和MGEs的共出现。基因组分析结果表明,氯化消毒后,RND和ABC外排基因的主要宿主为鞘氨醇单胞菌属、单胞菌属、蛭弧菌属、生丝微菌属、假单胞菌属和嗜酸菌属等,其丰度的明显升高验证了基于统计方法得出的结果,即携带RND和ABC抗生素外排基因的耐氯细菌的富集以及质粒和转座子等MGEs丰度的增加是氯化消毒后样品中ARGs总丰度增加的主要原因,极大地增强了氯化消毒后饮用水中细菌的抗生素抗性能力。
刘璐[9]（2016）在《氯化消毒致耐药基因水平转移和传播的研究》文中提出
周羽化,武雪芳[10]（2015）在《中国水污染物排放标准40余年发展与思考》文中研究指明文章系统回顾了我国水污染物排放标准40余年发展历程,对四个阶段发展过程中标准制修订思路的演变和特点进行了深入的研究分析。在此基础上,文章从标准体系、标准结构、污染物项目以及排放控制水平四个方面对我国水污染物排放标准的发展特点进行了分析总结。最后,文章就我国水污染物排放标准未来发展提出了建议。
二、氯化消毒处理综合型医院污水的技术探讨（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、氯化消毒处理综合型医院污水的技术探讨（论文提纲范文）
（1）新冠肺炎疫情下医疗机构污水消毒应急强化措施（论文提纲范文）
| 1 医疗污水处理现状 |
| 2 针对传染病、结核病医疗机构强化措施 |
| 3 针对采用二级生化+消毒处理工艺中大型综合医疗机构强化措施 |
| 4 针对采用一级物化强化+消毒处理工艺小型综合医疗机构强化措施 |
| 5 针对没有城市管网的小型综合医疗机构强化措施 |
| 6 消毒废水进入生化池之前的脱氯处理 |
（2）海口人工泳池细菌耐药基因调查及从业人群健康影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 一、海口人工泳池水质细菌耐药基因及流行调查 |
| 1.1 对象和方法 |
| 1.1.1 细菌培养基 |
| 1.1.2 试剂耗材 |
| 1.1.3 主要仪器 |
| 1.1.4 样品采集 |
| 1.1.5 菌株培养 |
| 1.1.6 引物序列 |
| 1.1.7 PCR模板制备 |
| 1.1.8 PCR扩增常见耐药基因 |
| 1.1.9 扩增引物退火温度 |
| 1.1.10 产物测序及结果比对 |
| 1.1.11 统计方法 |
| 1.2 结果 |
| 1.2.1 一般情况 |
| 1.2.2 抗性基因扩增电泳图 |
| 1.2.3 抗性基因检测结果 |
| 1.2.4 耐药基因测序比对结果 |
| 1.3 讨论 |
| 二、海口人工泳池水质理化及微生物指标调查 |
| 2.1 对象和方法 |
| 2.1.1 实验对象 |
| 2.1.2 水质检测仪器 |
| 2.1.3 水质检测耗材及试剂 |
| 2.1.4 检测指标 |
| 2.1.5 水质理化检验实验步骤 |
| 2.1.6 水质微生物检验实验步骤 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 理化指标检出结果 |
| 2.2.2 泳池水质细菌总数、大肠菌群检出结果及相关性 |
| 2.3 讨论 |
| 三、人工泳池从业人员健康状况问卷调查 |
| 3.1 对象和方法 |
| 3.1.1 研究对象 |
| 3.1.2 研究方法 |
| 3.1.3 现场调查 |
| 3.1.4 质量控制 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 小区和酒店两类型游泳场（馆）从业人群的基本情况比较 |
| 3.2.2 小区和酒店两类型游泳场(馆)从业人群健康影响因素比较 |
| 3.2.3 消毒方式和氯化消毒剂类型对从业人员健康状况单因素分析 |
| 3.2.4 人群健康状况影响多因素分析 |
| 3.3 讨论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 综述 泳池细菌耐药基因及微生物污染状况及影响因素研究进展 |
| 综述参考文献 |
| 附录 游泳场(馆)从业人员基本情况及健康状况调查表 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
（3）医院污水在不同消毒工艺中副产物生成规律与孕激素浓度变化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 医院污水消毒及消毒副产物概述 |
| 1.1.1 医院污水概述 |
| 1.1.2 医院污水消毒概述 |
| 1.1.3 消毒工艺的研究进展 |
| 1.1.4 消毒副产物的研究进展 |
| 1.1.5 医院污水中消毒副产物的研究进展 |
| 1.2 孕激素概述及研究进展 |
| 1.2.1 孕激素概述 |
| 1.2.2 国内外关于孕激素的研究进展 |
| 1.3 研究的意义与目的、研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究意义与目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 主要试剂与仪器 |
| 2.1.1 主要试剂 |
| 2.1.2 仪器和设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 一级/二级出水的获取 |
| 2.2.2 消毒实验 |
| 2.2.3 不同消毒工艺最优投量确定实验 |
| 2.2.4 不同消毒工艺对DBPs生成量影响实验 |
| 2.2.5 不同消毒工艺对DBPs生成势影响实验 |
| 2.2.6 不同消毒工艺处理后出水急性毒性实验 |
| 2.2.7 不同消毒工艺对孕激素去除效果影响实验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 各水质指标的测定 |
| 2.3.2 消毒副产物的测定 |
| 2.3.3 小球藻急性毒性测定 |
| 2.3.4 孕激素的测定 |
| 3.不同消毒工艺对医院污水DBPs生成规律的影响 |
| 3.1 不同消毒工艺最优消毒剂投量的确定 |
| 3.1.1 不同消毒工艺对医院污水一级处理出水的最优消毒剂投量 |
| 3.1.2 不同消毒工艺对医院污水二级处理出水的最优消毒剂投量 |
| 3.2 医院原水/一级出水/二级出水的消毒副产物背景值 |
| 3.2.1 三种水样中现存的DBPs |
| 3.2.2 三种水样的DBPFP实验 |
| 3.3 不同消毒工艺对DBPs生成量的影响研究 |
| 3.3.1 氯消毒对DBPs生成量的影响 |
| 3.3.2 二氧化氯消毒对DBPs生成量的影响 |
| 3.3.3 紫外消毒对DBPs生成量的影响 |
| 3.3.4 臭氧消毒对DBPs生成量的影响 |
| 3.3.5 紫外/氯消毒对DBPs生成量的影响 |
| 3.4 不同消毒工艺对DBPFP的影响研究 |
| 3.4.1 氯消毒对DBPFP的影响 |
| 3.4.2 二氧化氯消毒对DBPFP的影响 |
| 3.4.3 紫外消毒对DBPFP的影响 |
| 3.4.4 臭氧消毒对DBPFP的影响 |
| 3.4.5 紫外/氯消毒对DBPFP的影响 |
| 3.5 不同消毒工艺出水急性毒性评价 |
| 3.5.1 医院原水/一级出水/二级出水的急性毒性比较 |
| 3.5.2 不同消毒工艺出水的急性毒性比较 |
| 3.6 本章小结 |
| 4.不同消毒工艺对医院污水中孕激素去除的影响研究 |
| 4.1 医院原水/一级出水/二级出水的孕激素背景值 |
| 4.2 不同消毒工艺对污水中孕激素去除的影响 |
| 4.2.1 氯消毒对孕激素去除的影响 |
| 4.2.2 二氧化氯消毒对孕激素去除的影响 |
| 4.2.3 紫外消毒对孕激素去除的影响 |
| 4.2.4 臭氧消毒对孕激素去除的影响 |
| 4.2.5 紫外/氯消毒对孕激素去除的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 5.结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（4）城市水循环关键节点环境中条件致病菌高通量检测方法的研究与应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水环境污染现状与城市水循环 |
| 1.2 城市水循环节点致病菌 |
| 1.2.1 医院废水及HPB |
| 1.2.2 城镇生活污水系统及HPB |
| 1.2.3 水产养殖废水及HPB |
| 1.2.4 畜禽养殖废水及HPB |
| 1.2.5 海洋、江河、湖泊等地表水及HPB |
| 1.2.6 饮用水及HPB |
| 1.3 HPB检测方法研究进展 |
| 1.3.1 传统培养法 |
| 1.3.2 PCR与定量PCR |
| 1.3.3 DNA微阵列技术 |
| 1.3.4 高通量qPCR技术 |
| 1.3.5 基于高通量测序技术的宏基因组学方法 |
| 1.4 研究意义 |
| 1.5 研究目的及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 基于加菌法的宏基因组分析HPB方法比较研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集及微生物富集 |
| 2.2.2 环境样品DNA的提取 |
| 2.2.3 内标DNA的提取 |
| 2.2.4 测序样品的准备 |
| 2.2.5 高通量测序及数据前处理 |
| 2.2.6 生物信息学分析 |
| 2.2.7 qPCR验证实验 |
| 2.2.8 统计学分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 高通量数据基于16S rRNA基因比对结果 |
| 2.3.2 高通量数据基于标志性基因比对(MetaPhlAn2)结果 |
| 2.3.3 纯菌内标DNA添加的qPCR验证 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 宏基因组方法应用分析水循环节点关键HPB |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 样品DNA提取及高通量测序 |
| 3.2.3 数据前处理及生物信息学分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 污废水HPB分布情况 |
| 3.3.2 污废水对受纳河流中HPB分布的影响 |
| 3.3.3 饮用水系统HPB分布情况 |
| 3.3.4 水循环节点环境中重点关注HPB |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 基于HT-qPCR的水环境高危HPB检测方法开发 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样品采集 |
| 4.2.2 细菌的富集及样品DNA的提取 |
| 4.2.3 质粒DNA的制备 |
| 4.2.4 HT-qPCR芯片的设计及实验流程 |
| 4.2.5 方法评估实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 HT-qPCR方法的建立与部分特异性基因的验证 |
| 4.3.2 HT-qPCR HPB检测方法评估 |
| 4.3.3 HT-qPCR在水环境中的初步应用 |
| 4.3.4 HT-qPCR优势与局限性总结 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 5.3 论文创新点 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）供水管网中自由氯作用下氧氟沙星的迁移转化规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 氧氟沙星研究进展 |
| 1.2.1 氧氟沙星简介 |
| 1.2.2 氧氟沙星的来源、污染现状、危害 |
| 1.3 氧氟沙星的处理技术研究现状 |
| 1.3.1 生物去除法 |
| 1.3.2 物理方法 |
| 1.3.3 化学氧化法 |
| 1.4 氧氟沙星消毒副产物方面的研究进展 |
| 1.5 饮用水消毒技术研究进展 |
| 1.5.1 氯消毒技术 |
| 1.5.2 其他消毒技术 |
| 1.6 本课题研究目的、意义和研究内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与装置 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验装置 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 氧氟沙星的HPLC分析方法 |
| 2.2.2 氧氟沙星氧化产物的LC-MS分析方法 |
| 2.2.3 三卤甲烷、卤乙酸的分析方法 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 溶液配制 |
| 2.3.2 氧氟沙星在管网中的降解 |
| 2.3.3 氧氟沙星在烧杯去离子水中的降解 |
| 第三章 自由氯降解氧氟沙星的动力学研究 |
| 3.1 自由氯浓度下氧氟沙星的降解 |
| 3.2 不同pH条件下氧氟沙星的降解 |
| 3.3 不同管材条件下氧氟沙星的降解 |
| 3.4 不同流速条件下氧氟沙星的降解 |
| 3.5 不同温度条件下氧氟沙星的降解 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 氧氟沙星在管网中的降解产物分析 |
| 4.1 中间产物的生成规律分析 |
| 4.2 三卤甲烷、卤乙酸的生成规律分析 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 实验展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 3 参与的科研项目及获奖情况 |
| 学位论文数据集 |
（6）环境友好型氟喹诺酮分子修饰及其机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 FQs的环境分布 |
| 1.1.2 FQs的环境效应 |
| 1.1.3 研究意义 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 FQs环境特性的研究进展 |
| 1.2.2 FQs环境特性修饰调控的理论研究进展 |
| 1.3 存在问题 |
| 1.4 研究内容 |
| 第2章 研究方法与计算软件 |
| 2.1 定量构效关系概述 |
| 2.1.1 基本框架及流程 |
| 2.1.2 3D-QSAR模型 |
| 2.1.3 HQSAR模型 |
| 2.2 量子计算化学概述 |
| 2.2.1 理论基础 |
| 2.2.2 计算方法 |
| 2.2.3 基组的选择 |
| 2.3 分子对接方法概述 |
| 2.3.1 基本框架及流程 |
| 2.3.2 对接方式 |
| 2.3.3 结合能计算 |
| 2.4 计算软件 |
| 2.4.1 Sybul软件 |
| 2.4.2 Gaussian软件 |
| 2.4.3 Discovery Studio软件 |
| 第3章 FQs光降解性的分子修饰及机理研究 |
| 3.1 数据来源 |
| 3.2 FQs光解特性3D-QSAR模型的构建 |
| 3.2.1 模型构建 |
| 3.2.2 模型验证 |
| 3.2.3 模型预测 |
| 3.2.4 模型分析 |
| 3.3 基于光解特性3D-QSAR模型的分子修饰 |
| 3.4 CIP及衍生物的光解机理研究 |
| 3.4.1 基于2D-QSAR的CIP及衍生物光降解机理分析 |
| 3.4.2 基于量子化学计算的CIP及衍生物光敏化降解路径推断 |
| 3.5 CIP衍生物及光解产物的生物降解特性研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 FQs生物富集性的分子修饰及机理研究 |
| 4.1 数据来源 |
| 4.2 FQs生物富集性3D-QSAR模型的构建 |
| 4.2.1 模型构建 |
| 4.2.2 模型验证 |
| 4.2.3 模型分析 |
| 4.3 基于生物富集性3D-QSAR模型的NAD分子修饰 |
| 4.4 基于分子对接的NAD衍生物分子筛选 |
| 4.5 NAD及衍生物生物富集性的机理研究 |
| 4.5.1 基于2D-QSAR的NAD及衍生物分子生物富集性机理分析 |
| 4.5.2 基于分子对接的NAD及其衍生物富集作用机理及差异性分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 FQs细菌遗传毒性的分子修饰及机理研究 |
| 5.1 数据来源 |
| 5.2 FQs细菌遗传毒性HQSAR模型的构建 |
| 5.2.1 模型构建 |
| 5.2.2 模型验证 |
| 5.2.3 模型分析 |
| 5.3 FQs细菌遗传毒性的分子修饰 |
| 5.3.1 基于HQSAR模型FQs细菌遗传毒性的分子修饰 |
| 5.3.2 FQs衍生物的环境友好性评价 |
| 5.4 基于分子对接方法的衍生物分子筛选 |
| 5.5 FQs及衍生物细菌遗传毒性的机理研究 |
| 5.5.1 基于氨基酸残基参与的细菌遗传毒性作用机理分析 |
| 5.5.2 基于分子相互作用方式的细菌遗传毒性作用机理分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 基于分子参数的FQs细菌遗传毒性机理分析 |
| 6.1 数据来源 |
| 6.2 基于2D-QASR模型的FQs细菌遗传毒性机理分析 |
| 6.2.1 基于遗传毒性/谱图参数的2D-QSAR模型分析 |
| 6.2.2 基于遗传毒性/几何参数的2D-QSAR模型分析 |
| 6.2.3 基于遗传毒性/电子参数的2D-QSAR模型分析 |
| 6.2.4 基于遗传毒性/理化参数的2D-QSAR模型分析 |
| 6.3 基于因子分析的FQs细菌遗传毒性机理分析 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 FQs衍生物环境转化路径推断与潜在环境风险分析 |
| 7.1 材料及方法 |
| 7.2 体内代谢过程的转化路径推断与潜在环境风险分析 |
| 7.3 自然光解过程的转化路径推断与潜在环境风险分析 |
| 7.4 微生物降解过程的转化路径推断与潜在环境风险分析 |
| 7.5 氯化消毒过程的转化路径推断与潜在环境风险分析 |
| 7.6 小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（7）紫外及紫外/过硫酸盐降解水中苯妥英钠的对比研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 苯妥英钠简介 |
| 1.3 基于紫外光的化学处理技术 |
| 1.4 本研究目的、意义和主要内容 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 紫外反应系统及实验方法 |
| 2.3 主要检测指标及方法 |
| 3 紫外体系光解水中苯妥英钠效能及机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 紫外体系降解苯妥英钠效能研究 |
| 3.3 紫外体系降解苯妥英钠影响因素研究 |
| 3.4 紫外体系降解苯妥英钠机理研究 |
| 3.5 紫外体系降解苯妥英钠应用性探究 |
| 3.6 小结 |
| 4 紫外/过硫酸盐体系降解水中苯妥英钠效能及机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 紫外/过硫酸盐体系降解苯妥英钠效能研究 |
| 4.3 紫外/过硫酸盐体系降解苯妥英钠影响因素研究 |
| 4.4 紫外/过硫酸盐体系降解苯妥英钠机理研究 |
| 4.5 紫外/过硫酸盐体系降解苯妥英钠应用性研究 |
| 4.6 小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）饮用水氯化消毒影响细菌抗生素抗性的分子生态学机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 饮用水水质生物安全与保障 |
| 1.1.1 世界饮用水水质生物安全形势 |
| 1.1.2 水环境中抗生素抗性细菌及基因污染现状 |
| 1.1.3 水环境中抗生素抗性细菌和基因与人类健康 |
| 1.1.4 饮用水生物安全保障技术 |
| 1.2 抗生素抗性基因检测方法 |
| 1.2.1 qRT-PCR |
| 1.2.2 HT-qPCR |
| 1.2.3 基因芯片 |
| 1.2.4 基于高通量测序技术的宏基因组学方法 |
| 1.3 饮用水中抗生素抗性细菌及基因 |
| 1.3.1 饮用水中抗生素抗性细菌 |
| 1.3.2 饮用水中抗生素抗性基因 |
| 1.4 饮用水消毒对抗生素抗性细菌及基因的影响 |
| 1.4.1 饮用水消毒对抗生素抗性细菌的影响 |
| 1.4.2 饮用水消毒对抗生素抗性基因的影响 |
| 1.5 饮用水消毒对细菌群落、致病菌及可移动遗传元件的影响 |
| 1.5.1 饮用水消毒对细菌群落的影响 |
| 1.5.2 饮用水消毒对致病菌的影响 |
| 1.5.3 饮用水消毒对可移动遗传元件的影响 |
| 1.6 研究目的和内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第二章 饮用水氯化消毒对细菌抗生素抗性的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验样品、试剂与仪器 |
| 2.2.2 实际水样的采集与前处理 |
| 2.2.3 菌株培养、分离及菌株分子分类学鉴定 |
| 2.2.4 菌株抗生素敏感性分析 |
| 2.2.5 菌株DNA提取 |
| 2.2.6 PCR、凝胶电泳及PCR产物测序 |
| 2.2.7 PCR产物纯化 |
| 2.2.8 分子克隆 |
| 2.2.9 质粒DNA提取 |
| 2.2.10 qRT-PCR |
| 2.2.11 进化树分析 |
| 2.2.12 454焦磷酸测序与数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 氯化消毒对饮用水中细菌分布特征的影响 |
| 2.3.2 饮用水氯化消毒对细菌抗性表型的影响 |
| 2.3.3 饮用水氯化消毒对ARGs的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 饮用水氯化消毒过程中ARGS与MGES多样性和丰度的变化特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验样品、试剂与仪器 |
| 3.2.2 水样的采集与前处理 |
| 3.2.3 抗生素及其他常规水质指标检测 |
| 3.2.4 样品总DNA提取 |
| 3.2.5 Illumina高通量测序 |
| 3.2.6 基于高通量测序数据的ARGs和MGEs鉴定 |
| 3.2.7 qRT-PCR |
| 3.2.8 统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 抗生素在饮用水氯化消毒和管道运输过程中的归趋 |
| 3.3.2 饮用水氯化消毒对ARGs丰度与多样性的影响 |
| 3.3.3 饮用水氯化消毒对MGEs丰度和多样性的影响 |
| 3.3.4 饮用水中氯化消毒过程中ARGs与化学指标的相关性分析 |
| 3.3.5 饮用水氯化消毒过程中MGEs与ARGs相关性分析 |
| 3.3.6 环境因子对饮用水中ARGs丰度和时空分布的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 饮用水氯化消毒过程中细菌群落结构更替与潜在致病菌变化规律 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验样品与试剂 |
| 4.2.2 454焦磷酸测序及细菌群落结构分析 |
| 4.2.3 基于宏基因组测序的潜在宿主分析 |
| 4.2.4 基于Illumina高通量数据的潜在致病菌鉴定方法 |
| 4.2.5 统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 饮用水氯化消毒胁迫下细菌群落结构演替特征 |
| 4.3.2 饮用水氯化消毒过程中ARGs潜在宿主变化特征 |
| 4.3.3 饮用水氯化消毒过程中潜在致病菌组成及丰度变化规律 |
| 4.3.4 影响饮用水细菌群落结构演替的主要化学参数 |
| 4.3.5 细菌群落结构与抗生素抗性基因的相关性 |
| 4.3.6 细菌群落结构、MGEs对ARGs的共同影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 饮用水氯化消毒改变细菌抗生素抗性的潜在分子生态学机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验样品 |
| 5.2.2 宏基因组数据组装和开放阅读框预测 |
| 5.2.3 基于Resfam数据库的ARGs及抗生素抗性重叠群鉴定 |
| 5.2.4 抗生素抗性重叠群中MGEs注释 |
| 5.2.5 抗生素抗性重叠群的宿主鉴定 |
| 5.2.6 基于多样品间丰度差异的关键基因组提取技术 |
| 5.2.7 统计分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 氯化消毒过程中不同抗性机制的ARGs多样性与丰度变化特征 |
| 5.3.2 氯化消毒过程中ARGs与MGEs的共存在关系 |
| 5.3.3 氯化消毒过程中抗性重叠群宿主组成及丰度变化规律 |
| 5.3.4 携带ARGs的关键基因组及其分布特征 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间的主要成果 |
| 致谢 |
四、氯化消毒处理综合型医院污水的技术探讨（论文参考文献）
- [1]新冠肺炎疫情下医疗机构污水消毒应急强化措施[J]. 邹帅文,刘军,黄文博,王海珍,李光辉. 中国消毒学杂志, 2021(10)
- [2]海口人工泳池细菌耐药基因调查及从业人群健康影响因素研究[D]. 胡高垚. 海南医学院, 2020(01)
- [3]医院污水在不同消毒工艺中副产物生成规律与孕激素浓度变化研究[D]. 骆煜晨. 北京林业大学, 2020(03)
- [4]城市水循环关键节点环境中条件致病菌高通量检测方法的研究与应用[D]. 吴嘉璐. 南京大学, 2019(06)
- [5]供水管网中自由氯作用下氧氟沙星的迁移转化规律研究[D]. 金艺. 浙江工业大学, 2019(03)
- [6]环境友好型氟喹诺酮分子修饰及其机理研究[D]. 赵晓辉. 华北电力大学(北京), 2019(01)
- [7]紫外及紫外/过硫酸盐降解水中苯妥英钠的对比研究[D]. 宋喆. 华中科技大学, 2019(03)
- [8]饮用水氯化消毒影响细菌抗生素抗性的分子生态学机理研究[D]. 贾舒宇. 南京大学, 2018(01)
- [9]氯化消毒致耐药基因水平转移和传播的研究[D]. 刘璐. 广西医科大学, 2016
- [10]中国水污染物排放标准40余年发展与思考[A]. 周羽化,武雪芳. 化学物质环境风险评估与基准/标准国际学术研讨会、中国毒理学会环境与生态毒理学专业委员会第四届学术研讨会、中国环境科学学会环境标准与基准专业委员会2015年学术研讨会会议论文集, 2015