一、杀菌剂在水处理中的作用（论文文献综述）
檀立[1]（2021）在《安徽水稻纹枯病菌对杀菌剂的敏感性及吡唑醚菌酯的作用机理》文中提出立枯丝核菌（Rhizoctonia solani）引起的水稻纹枯病是世界各大稻区的主要病害之一,严重影响水稻的高质高产。立枯丝核菌的寄主十分广泛且遗传多样性分化严重,目前并未发现对水稻纹枯病具有高度抗性或完全免疫的水稻品种。现如今,化学防治是控制水稻纹枯病发生的最有效手段。吡唑醚菌酯具有独特的杀菌活性,杀菌谱广,可用于水稻纹枯病的防治。喷施后能够提高水稻保护酶活力和叶绿素含量,延缓叶片衰老。本研究以分离获得的94株安徽省水稻纹枯病菌为实验菌株,采用菌丝生长速率法测定了安徽省水稻纹枯病菌菌株对几种常用药剂的敏感性,并建立了敏感基线;采用离体叶片接种法、细胞化学染色结合荧光定量PCR检测技术,研究了吡唑醚菌酯对水稻纹枯病的作用方式及其对水稻纹枯病菌侵染结构形成的影响。以及喷施吡唑醚菌酯后,水稻与病原菌互作过程中相关基因表达量的差异。主要研究结果如下:1.建立了安徽省水稻纹枯病菌对4种杀菌剂的敏感基线。通过菌丝生长速率法测定了安徽省各地94株菌株对井冈霉素、噻呋酰胺、丙硫菌唑及吡唑醚菌酯的敏感性,初步确定了水稻纹枯病菌对其的敏感基线分别为0.8348μg/m L、0.0901μg/m L、0.4323μg/m L和0.2422μg/m L。从敏感基线来看,噻呋酰胺、丙硫菌唑及吡唑醚菌酯三种药剂的敏感基线都处于较低水平;安徽省不同地区水稻纹枯病菌对噻呋酰胺、丙硫菌唑及井冈霉素的敏感性不存在差异,对吡唑醚菌酯的敏感性存在差异;系统聚类表明,水稻纹枯病菌对噻呋酰胺、丙硫菌唑及井冈霉素的敏感性差异同菌株来源的地理位置无明显相关性,而对吡唑醚菌酯的敏感性差异同菌株来源的地理位置有相关性;水稻纹枯病菌对噻呋酰胺、丙硫菌唑、吡唑醚菌酯及井冈霉素这4种药剂的敏感性间都无相关性,生产上可与交替使用。2.探究了吡唑醚菌酯对水稻纹枯病菌菌核形成和萌发的影响。吡唑醚菌酯对水稻纹枯病菌菌核的形成有较强的抑制作用,且随着药剂浓度增加,菌核的形成数量及干重均呈下降趋势。当吡唑醚菌酯处理浓度为0.01、0.1、1和2.5μg/m L时,菌核形成率分别为对照的88.66%、53.19%、22.70%和12.77%。但吡唑醚菌酯并不抑制菌核的萌发,在不同浓度吡唑醚菌酯的处理中,菌核萌发抑制率均为0%,只是在菌核萌发后抑制菌丝生长。3.明确了吡唑醚菌酯对水稻纹枯病菌的作用方式。采用离体叶片接种法测定了吡唑醚菌酯对水稻纹枯病的作用方式。结果表明:当药剂浓度为145.8μg/m L时,对水稻纹枯病的治疗和保护作用分别为49.54%和66.98%,说明吡唑醚菌酯对水稻纹枯病具有一定的控制效果,且保护作用优于治疗作用。组织透明染色各处理的水稻叶片后,用光学显微镜观察发现,喷施不同浓度的吡唑醚菌酯均能明显抑制水稻纹枯病菌菌丝在水稻叶片上的蔓延及菌丝侵染结构的形成。4.探讨了吡唑醚菌酯对寄主与病原互作中相关基因表达的影响。水稻离体叶片喷施吡唑醚菌酯,24 h后接种水稻纹枯病菌,对接种后不同时间段的水稻叶片基因组进行q RT-PCR分析。结果表明:CK-接种处理中,PR1a、PR1b、PR5、PAL和POX基因均能被诱导上调表达,五个基因的表达量在接种后24 h均达到峰值,并且五个基因的表达量在接种后24 h和48 h都显着高于CK-未接种处理和药剂+接种处理,表明水稻纹枯病菌已成功侵染水稻。同时,CK-未接种处理和药剂+接种处理中,五个基因的表达量在各时间段无显着差异。表明吡唑醚菌酯喷施水稻叶片后能够很好的保护叶片不受纹枯病菌的侵染,具有较好的保护作用。
郭浩铭[2]（2021）在《三唑酮对映体与纳米氧化铜共暴露诱导水稻氧化损伤的机制》文中进行了进一步梳理农药因其高效、便捷等优点已被广泛应用于农业生产。然而农药的不合理使用可能会给环境带来潜在风险。手性农药的不同对映体在生物体内会表现出不同的毒理学性质和立体选择性行为。手性农药三唑酮是农业生产中常用的杀菌剂,可防治多种作物病害。纳米氧化铜是一种常用的纳米材料,具有一定的抑菌活性,在农业生产中具有较好的应用前景。传统的环境毒理学研究往往只针对单一污染物展开,但环境中通常是多种污染物混合的复杂形式。因此,本研究选取三唑酮和纳米氧化铜作为目标分析物,水稻作为受试生物,考察三唑酮对映体与纳米氧化铜共暴露下诱导水稻发生氧化损伤的机制。本论文主要结论如下:1.三唑酮和纳米氧化铜单独暴露对水稻株高均表现为抑制作用,两者共暴露下这种抑制作用更为明显;5 mg/L S体三唑酮与纳米氧化铜共暴露对水稻株高抑制效应强于5 mg/L R体三唑酮与纳米氧化铜共暴露,具有选择性效应。2.单独暴露体系中,10 mg/L纳米氧化铜处理导致水稻中超氧化物岐化酶和过氧化物酶活性分别提高8.55%和35.93%,抗坏血酸含量增加68.69%。3.共暴露体系中,水稻中丙二醛含量显着增加81.93%～146.21%、超氧根阴离子生成速率显着增加47.23%～84.03%、过氧化氢含量显着增加41.82%～66.75%,显着高于单一暴露体系;5 mg/L R体三唑酮与纳米氧化铜共暴露可显着提高过氧化物酶活性和抗坏血酸含量,而5 mg/L S体三唑酮与纳米氧化铜共暴露只显着提高了抗坏血酸含量;三唑酮与纳米氧化铜共暴露体系中水稻抗氧化酶相关基因:Os Zn Cu SOD1、Os APX1、Os GPX1相对表达量均显着上调,细胞凋亡相关基因:Osh36、Osl85相对表达量均显着上调,可能参与调控了细胞凋亡。4.纳米氧化铜与三唑酮对映体共暴露对水稻造成选择性氧化损伤,其中R体三唑酮造成的氧化损伤更强。
闫惠苓[3]（2021）在《基于二氧化钛纳米管阵列二元协同体系的食源性致病菌光催化杀灭研究》文中认为水中含有大量的食源性致病菌,由于饮用含有致病菌的水而感染水源性疾病仍是高发病率和死亡率的重要原因之一。传统的杀菌技术,多为含氯杀菌剂等化学杀菌法和紫外杀菌技术,前者易产生具有细胞毒性、遗传毒性和致癌性的消毒副产物而对人体健康造成威胁,后者由于对设备条件要求过高而限制其实际应用。近年来,光催化杀菌技术逐渐成为一种替代传统杀菌方法的创新策略。由于粉末型光催化剂的重复利用率较低且残留在水体中的纳米颗粒还会影响生态环境和人类的健康,光催化杀菌的实际应用仍然受到限制。为探寻更为高效稳定的光催化杀菌材料,提高光催化剂回收率,减少样品的二次污染,本文基于二氧化钛纳米管阵列（TiO2 NTAs）设计制备了两种可完全回收和循环利用的基底型光催化杀菌材料,围绕其在可见光照射下杀灭金黄色葡萄球菌和大肠杆菌的效率、机理和实际应用等方面展开研究。本文具体研究内容如下:1.二硫化钼/二氧化钛纳米管阵列的制备及其光催化杀菌性能研究采用阳极氧化法和水热法合成了二硫化钼/二氧化钛纳米管阵列光催化杀菌材料（MoS2/TiO2 NTAs）。首先通过扫描电子显微镜与能谱分析（SEM-EDS）、高分辨率透射电子显微镜（HRTEM）、X射线衍射技术（XRD）、X射线光电子能谱技术（XPS）等表征技术证实MoS2/TiO2 NTAs的成功合成。随后采用标准平板计数法探究MoS2/TiO2 NTAs对耐甲氧西林金黄色葡萄球菌（MRSA）和大肠杆菌ATCC 25922的光催化杀菌效率。结果表明,MoS2/TiO2 NTAs的杀菌效率高达98.5%,经3次回收再利用后,杀菌效率仍达到92.1%,具有一定的广谱杀菌和循环杀菌能力。SEM技术、荧光活/死细菌染色和电子自旋共振（ESR）测定结果表明,MoS2/TiO2 NTAs在可见光激发下能迅速产生超氧自由基,其具有的强氧化性可破坏细菌细胞膜,造成细菌裂解死亡。此外,通过电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）分析了材料回收前后水样的变化,证明了MoS2/TiO2 NTAs的可回收性。MoS2/TiO2 NTAs杀菌基底材料的研发,证实了TiO2 NTAs基材料的杀菌性能和可回收循环利用的能力,为后续开发新型杀菌材料和研究光催化杀菌机制奠定了基础。2.直接Z-型异质结二氧化铈/二氧化钛纳米管阵列的制备及其光催化杀菌性能研究为进一步提高基底型光催化材料的杀菌效果,我们改进合成方法使得材料的杀菌性能与粉末型相媲美。本研究利用电沉积法制备了具有出色的光催化杀菌效果的直接Z-型异质结二氧化铈/二氧化钛纳米管阵列（CeO2/TiO2 NTAs）。MRSA和肠出血性大肠杆菌O157:H7的杀菌试验表明,CeO2/TiO2 NTAs在80 min内可完全杀灭7个对数级的致病菌。细菌SEM、胞内ATP浓度测定、BCA蛋白测定以及ESR测定等结果表明,CeO2/TiO2 NTAs在可见光照射下产生大量用于杀菌的活性氧物质,包括超氧自由基、羟基自由基和单线态氧等。通过紫外可见漫反射光谱、光致发光光谱和XPS技术等证实该材料具有良好的光催化性能。通过ICP-MS、循环杀菌试验以及循环前后材料表征等证实该材料可完全回收和循环杀菌。通过与粉末型光催化剂杀菌性能进行比较,证明CeO2/TiO2 NTAs的杀菌效果可以与商业TiO2纳米颗粒和某些粉末型光催化剂相媲美。此外,对实际河水的杀菌试验显示,CeO2/TiO2 NTAs能够在复杂的水体中杀灭微生物,并实现回收利用,在光催化杀菌领域具有巨大的应用潜力。
丁恩惠[4]（2021）在《纳米零价铁改性生物炭对戊唑醇的吸附降解研究》文中认为戊唑醇是一种高效、广谱、具有内吸性的三唑类杀菌剂,在世界各地被广泛应用于农业生产。但是过量施用、滥用等导致了部分农产品和环境介质中戊唑醇被频繁检出或残留量超标,生态环境污染问题逐渐突出。因此,如何有效的去除水体、土壤等环境介质中的戊唑醇是迫切需要解决的问题。近年来,生物炭（BC）因其制备原料广、制备成本低、吸附性能好和环境友好等特点,在环境污染修复领域引起了极大的关注。生物炭作为支撑材料,掺杂其他材料或者其他的金属元素进行改性,提高其理化性质,并应用于环境修复也同样备受关注。基于此,针对戊唑醇在环境介质中的去除问题,本实验制备了纳米零价铁改性生物炭（BC-n ZVI）,并采用多种表征手段,分析其表面形貌、组成及官能团等,比较生物炭与改性生物炭对戊唑醇的吸附降解性能,通过水培实验验证改性生物炭对戊唑醇的去除效果,评价其生物安全性,为戊唑醇污染环境修复提供新的材料和方法依据。具体的研究结果如下:（1）制备出BC-n ZVI,并对其进行表征。利用液相还原法成功制备纳米零价铁（n ZVI）和（炭铁比3:1和5:1的）纳米零价铁改性生物炭。采用扫描电镜（SEM）、透射电镜（TEM）、X射线衍射（XRD）、傅里叶红外光谱（FTIR）、和X射线光电子能谱（XPS）对制备的材料进行表征分析。SEM图显示n ZVI均匀分散地负载于生物炭多孔结构内部和生物炭表面;TEM图谱表明n ZVI为纳米级别,高分辨率透射电镜和选区电子衍射图谱观察到n ZVI的（110）面,证明生物炭表面存在n ZVI颗粒;FTIR图谱表明铁元素成功地负载到生物炭上,BC-n ZVI的官能团种类和强度发生较大的改变;XRD图谱表明BC-n ZVI中的铁元素为零价态;XPS图谱表明BC-n ZVI中含有丰富的官能团,主要存在的元素为Fe、C、O。（2）BC-n ZVI对水溶液中戊唑醇的吸附和降解特性研究。结果表明,与BC相比,BC-n ZVI能够强化吸附和降解水溶液中的戊唑醇,其中,炭铁比3:1的BC-n ZVI效果最好。添加0.2 g·L-1时,炭铁比3:1的BC-n ZVI对戊唑醇的吸附率和降解率分别达到36.48%和23.36%,分别比BC提高了8.81%和13.38%。等温吸附实验表明BC-n ZVI对戊唑醇的吸附性能高于BC。（3）BC-n ZVI对土壤-水悬浊液中戊唑醇的去除效果研究。土壤-水悬浊液实验表明,BC-n ZVI处理组对戊唑醇的吸附量和降解量均显着高于对照组和BC处理组。说明BC-n ZVI对土壤中残留的戊唑醇有良好的去除效果,进一步验证了BC-n ZVI的应用可行性。（4）水培条件下BC-n ZVI对戊唑醇去除效果的验证及其安全性评价。通过水培实验发现,BC和BC-n ZVI能够提高种子的发芽率,降低水培溶液和植物体内的戊唑醇残留量,在水培条件下对戊唑醇有较好的去除效果。同时,0.2 g·L-1的BC和BC-n ZVI对黄瓜幼苗的生长有一定的促进作用,为其生物安全性评价提供了数据资料。
杨娇雪[5]（2020）在《水体中吡咯杀菌剂及药物的降解机理及生态毒性评估》文中研究指明近年来,在世界各地的废水、海水、地表水和饮用水中都检测到了许多痕量有机污染物的存在,其中包括药物、激素、农药和工业污染物等。尽管该类污染物的的浓度不高（ngL-1-μgL-1）,但由于其对人类健康和生态系统的潜在不利影响,如内分泌紊乱、抗生素耐药性传播和生物积累,因此水环境中的痕量有机污染物受到越来越多的关注。农业上常用的杀菌剂及人类和畜牧业常用的药物（PPCPs）都属于该类污染物。杀菌剂和PPCPs在环境中种类多,分布广。两者的共同点都是对特定的目标生物产生有利的影响,但是其排放到水体之后对非目标生物的生态毒性并不明确。杀菌剂常用作避免植物的真菌损害,其广泛应用于农业上种子、植物叶面等处理过程。杀菌剂在使用过程中会吸附在土壤颗粒或溶解在水中随着地表径流进入更大的水体系统中。间接光降解是自然水体中杀菌剂降解转化的方式之一。而许多PPCPs会通过制药厂渗漏、人和动物的排泄等方式进入污水处理厂。常规的生物和化学处理过程对PPCPs的降解效率非常低,高级氧化工艺（AOPs）对水体中难降解或不可生物降解污染物的去除发挥重要作用。AOPs过程中可以产生强氧化剂,如·OH、SO4·-、Cl和·ClO等衍生自由基。这些高活性的自由基通过复杂的反应将PPCPs等难降解有机污染物转化为各种副产物。杀菌剂和PPCPs降解过程中其转化产物可能保留母体化合物的毒性或变得更具生物活性。因此,痕量有机污染物在各种环境基质中的毒理效应预测也越来越多地应用于其生物影响评估。本论文采用量子化学计算方法研究了典型吡咯类杀菌剂药物（咯菌腈及拌种咯）和抗生素及抗炎药物（磺胺甲恶唑SMX、甲氧苄氨嘧啶TMP和双氯芬酸DCF）由不同氧化剂引发的降解机理,并用过渡态理论（TST）计算了动力学数据得到反应速率常数。有机污染物长期稳定存在于环境中,对生态环境和人类健康产生潜在威胁。因此,本论文在机理研究的同时,利用计算毒理学方法对各种原始反应污染物及其转化产物进行了生态毒性预测评估。研究的主要内容及结论包括以下四个方面:1.咯菌腈在·OH和1O2引发下的间接光化学转化机理及毒性评估咯菌腈是一种农业上常用的广谱杀菌剂,用于保护果蔬作物。其溶解在水中或者吸附在土壤颗粒物上随着地表径流可以输送到大型水环境中,这引起人们对咯菌腈在水生环境中对非目标生物的潜在环境毒性的担忧。因此,本章节采用量子化学和计算毒理学方法,系统研究了咯菌腈与·OH和1O2的引发反应机理、间接光降解转化产物及其生态毒性。结果表明,·OH和1O2最有利的引发反应路径均发生在咯菌腈的吡咯环上的位点。根据动力学计算结果可以得出,在1 atm和298 K时,·OH和1O2降解反应的速率常数分别为1.23×1010和3.69×107 M-1 s-1,该结果与实验数据处于同一数量级上。根据ECOSAR毒性评估,发现咯菌腈降解产物的急性和慢性毒性水平下降,但大多数产物并不是完全无害的,其仍然具有一定的水生毒性。本研究在微观层面进一步揭示了咯菌腈在水环境中的间接光化学转化机理。2.1O2,·OH和SO4·-与拌种咯在水环境中的间接光化学转化过程拌种咯是一种农用苯吡咯杀菌剂,其生态毒理学效应日益引起人们的关注。本章节研究了拌种咯在水生环境中不同活性氧化剂（1O2、·OH和SO4·-）引发的间接光化学转化机制、环境持久性和生态毒性。量子化学计算结果表明,1O2能与吡咯环通过环加成反应形成内过氧化物。此外,本研究还通过量子化学方法研究了·OH和SO4·-的引发反应机理,结果表明,·OH引发反应速率常数（2.26×109 M-1 s-1,298K）更高,其在拌种咯间接光降解过程中起主导作用。动力学计算结果表明,高温更有利于拌种咯的降解。为了更好地了解拌种咯的后续转化产物的环境影响,我们以反应速率最快形成的·OH加合物IM10为例计算了拌种咯的后续降解转化,并用计算毒理学ECOSAR和TEST软件预测了其生态毒性。结果表明,降解产物的水生毒性随降解过程而降低,特别是裂解产物（TP3和TP4）尤其明显。然而,TP1和TP2仍然具有毒性和发育毒性。本研究从理论计算的角度为杀菌剂降解的进一步实验研究提供了指导。3.·OH引发的SMX和TMP在水环境中的降解机理及毒性评估磺胺甲恶唑（SMX）和甲氧苄氨嘧啶（TMP）等抑菌抗生素经常出现在废水和地表水中,这引起了人们对其生态毒理学效应的关注。本研究通过量子化学方法研究了·OH引发的SMX和TMP的降解反应机理。利用过渡态理论计算了相应的速率常数,并用理论模型预测了 SMX和TMP及其降解产物的生态毒性。结果表明,SMX和TMP最有利的转化途径均为吉布斯自由能垒最低的苯环部位的·OH 加成反应（6.86 kcal mol-1 和 6.21 kcal mol-1）。研究发现,在 298 K处,SMX和TMP与·OH初始反应的总反应速率常数分别为1.28×108 M-1 s-1和6.21×108M-1 s-1。通过比较转化产物与污染物SMX和TMP的生态毒性,发现降解产物的急性和慢性毒性均有所降低,但仍有部分产物对目标生物,特别是对水蚤的危害仍处于有毒的水平。本研究通过理论计算对水生环境中·OH与SMX和TMP的降解机理提供了更深入的微观层面的认识。4.·OH、SO4·-和·CIO引发的DCF在水环境中的降解机理及毒性评估双氯芬酸（DCF）是一种流行于世界各地的抗炎药物。其在淡水环境中的频繁出现及其对鱼类和贻贝等多种生物的潜在毒性使DCF成为一种新兴的环境污染物。本章节利用量子化学和计算毒理学方法计算了由·OH、·ClO和SO4·-引发的DCF降解过程,并计算了其反应速率常数,评估了其环境化学行为及降解产物对鱼类、水蚤、绿藻的生态毒性。量子化学计算结果表明,·OH的加成反应、SO4·-的单电子转移反应在DCF的降解过程中占主要地位。·ClO引发反应吉布斯自由能垒较高,而且反应均为吸热过程。在298 K,·OH、·ClO和SO4·-的反应速率常数分别为1.12×109、2.30×106和1.30×108 M-1 s-1。这也证明在DCF的降解过程中,·OH的引发反应更占据优势。对DCF的后续转化反应的研究发现,其降解过程中可以形成羟基化产物（Pl、P2、P5）、·ClO加成产物（P3、P4）及裂解苯环（P6、P7）产物。在急性和慢性毒性方面,DCF均被归类为有害化合物。其羟基化和·ClO加成转化产物的水生毒性随着降解过程而降低,但是裂解产生的苯环产物毒性比DCF反应物更高。并且DCF及其转化产物仍然具有发育毒性。因此,DCF在水环境中的环境化学行为及降解方式需要引起更多重视。
李慧冬[6]（2020）在《莠去津等多种农药残留风险评估及莠去津在水/沉积物体系中降解研究》文中研究说明农药莠去津的单剂和混剂是玉米地、甘蔗田、茶园、果园等农田中的常用除草剂,在我国及世界农业生产中发挥着重要作用。由于环境因素的综合作用,残留的莠去津在生物体内富集,可对食品产生直接或间接污染。本研究首先对两种剂型的莠去津（50%莠去津油悬浮剂、61%乙·莠·滴悬乳剂）在玉米上进行降解动态及最终残留试验,并对使用该农药地区的生态环境进行评价,探讨其生态环境安全性;其次,对莠去津及其他84种农药及代谢物在番茄中的残留进行了检测,在此残留量基础上对其进行了膳食风险评估,并探讨莠去津的生态迁移性和其他农药的安全性。与此同时,采用盆栽试验,在不同时间内检测了莠去津及其代谢物在上覆水、沉积物和沉水植物菹草（Potamogeton crispus L.）、穗花狐尾藻（Myriophyllum spicatum L.）体内含量,建立了对两种沉水植物对水体中莠去津吸收、传导和转化的评价体系。本研究对农药安全合理使用、农药的生态迁移及农产品的安全食用具有理论与现实意义,为构建生态沟渠和生态池塘以应对农药污染物的去除及修复提供了技术支撑。研究取得主要结果如下:1、在山东济南、黑龙江哈尔滨两地,对50%莠去津油悬浮剂、61%乙·莠·滴悬乳剂进行了玉米大田试验,并对莠去津的残留量进行分析。在玉米地中施用两种莠去津制剂后,玉米植株和土壤中莠去津残留的降解过程均符合一级动力学方程。50%莠去津油悬浮剂,在济南供试的玉米植株中莠去津的降解方程为CT=20.4e-0.140t,半衰期(T1/2)为4.95 d;在哈尔滨供试的玉米植株中莠去津的降解方程为CT=28.1e-0.183t,T1/2为3.79 d。61%乙·莠·滴悬乳剂,在济南供试的玉米植株中莠去津的降解方程为CT=1.87e-0.155t,半衰期(T1/2)为4.47 d;在哈尔滨供试的玉米植株中莠去津的降解方程为CT=1.51e-0.096t,T1/2为7.22 d。就50%莠去津油悬浮剂而言,在济南的供试土壤中莠去津的降解方程为CT=2.11e-0.059t,T1/2为11.7 d;在哈尔滨的供试土壤中莠去津的降解方程为CT=0.583e-0.077t,T1/2为9.00 d。61%乙·莠·滴,在济南的供试土壤中莠去津的降解方程为CT=1.36e-0.079t,T1/2为8.77 d;在哈尔滨的供试土壤中莠去津的降解方程为CT=1.54e-0.074t,T1/2为9.37 d。2、根据我国膳食结构中的玉米消费量、儿童或成人体重以及我国莠去津在玉米中的最大残留限量（MRL）值0.05 mg/kg,本研究计算出我国玉米中理论日允许最大摄入量（MPI）儿童每人每天为0.23μg,成人每人每天为0.72μg。基于风险最大化原则,残留中值（STMR）和残留最大值（HR）均采值为0.01 mg/kg,根据采收的玉米籽粒中莠去津的检出残留量（<0.01mg/kg）,对玉米籽粒中莠去津的残留进行长期和短期风险评估:莠去津的长期风险评估国家估算每日摄入量（NEDI）为0.0014 mg,其风险概率为0.11%;莠去津的短期风险评估国家估算短期摄入量（NESDI）为0.0014 mg,其风险概率为0.02%。莠去津的慢性和短期风险评估概率均小于<100%,风险在可接受范围内。3、在山东各试验地采集的番茄和土壤样品中均未检出莠去津农药,即番茄和土壤中莠去津含量均<0.01mg/kg。由此表明,番茄和土壤中的莠去津含量均在可接受范围,其生态迁移量在可接受范围。番茄和土壤中检出的农药既有交叉,也有不同。检测出来的农药品种与使用的农药剂型、方式以及喷药时间都有一定的相关性。如吡虫啉作为土壤处理剂时,土壤检出率为48.8%,而番茄中全部未检出。这也说明,土壤中的吡虫啉,通过植物吸收转运到到番茄果实的残留量极少,土壤处理时,番茄果实相对安全,农药的生态迁移主要来源为直接施药。4、按照英国FSA风险排序体系对番茄中检测的农药进行了三种赋值方法的残留风险排序,对番茄中检出的啶虫脒、噻虫嗪、腐霉利、联苯菊酯、氯氰菊酯、苯醚甲环唑、腈苯唑、嘧霉胺、异菌脲、多菌灵、甲基硫菌灵等进行赋值排序,计算结果均<100,说明检出这些农药风险可接受。对检出农药根据膳食结构、体重、农药残留量等进行膳食评估,慢性风险评估结果%ADI均<100%,说明慢性风险评估结果可接受;而在急性风险评估中,联苯菊酯的%Arf D为155.1%,超过100%,追溯时发现此样品来源于田间样品采集,采摘时未到安全间隔期,施用农药后若不按安全间隔期收获番茄,则这种番茄有一定的膳食风险。5、在水/沉积物体系中,沉积物经莠去津处理后,月湖沉积物中的上覆水,对照莠去津的T1/2为6.95 d,加入菹草为7.82 d,加入穗花狐尾藻为5.00 d;汤逊湖沉积物中的上覆水的情况依次为5.68 d、6.03 d和5.29 d。同样处理,月湖沉积物中对照莠去津的T1/2为18.6 d,加入菹草的为12.4 d,加入穗花狐尾藻的为16.7 d;汤逊湖沉积物中的情况依次为14.8 d、12.4 d和23.7 d。在沉积物中加入莠去津时,菹草对沉积物中的莠去津半衰期缩短作用明显,而穗花狐尾藻作用不明显。菹草和穗花狐尾藻中可累积一定量的莠去津,莠去津在菹草体内的累积大于穗花狐尾藻。测定沉水植物及其相应环境中莠去津代谢物后发现,莠去津在水/沉积物体系中有极少量的2-羟基-莠去津和脱乙基脱异丙基莠去津代谢产物产生,沉水植物体内只检测到脱乙基脱异丙基莠去津,说明沉水植物对莠去津在其体内分解成2-羟基-莠去津有一定的抑制作用。
孙健[7]（2020）在《苯醚甲环唑和咯菌腈对稻田周边水生生态底栖生物的毒性效应》文中进行了进一步梳理杀菌剂苯醚甲环唑和咯菌腈广泛应用于农业上控制各种真菌病害,易直接或间接残留于水沉积物中,对水生生态系统的底栖动物可能会造成损害,从而最终影响水生生态系统的服务功能。本论文通过化学物质加标沉积物法分别探究两种杀菌剂对底栖动物的慢性毒性效应,构建标准室内微宇宙试验系统研究两种杀菌剂与沉积物绑定时对底栖动物和浮游动物的毒性效应。结果表明:1、根据室内单物种毒性试验构建了8种底栖动物对咯菌腈和苯醚甲环唑的物种敏感性分布曲线,计算对淡水底栖生物的5%危害浓度（HC5）,结果显示:（1）苯醚甲环唑和咯菌腈对95%受试的底栖动物无显着危害的作用浓度（HC5）分别为0.53 mg/kg和0.40 mg/kg。（2）多齿新米虾、河蚬、霍甫水丝蚓和苏氏尾鳃蚓的累计概率较低,对苯醚甲环唑表现较为敏感。其中多齿新米虾对苯醚甲环唑最敏感,NOEC28 d=0.28 mg/kg;（3）河蚬、日本医蛭、霍甫水丝蚓和苏氏尾鳃蚓对咯菌腈表现出较高的敏感性,其中河蚬对咯菌腈最敏感,NOEC28 d=0.4 mg/kg。2、在室内构建了浮游动物和底栖生物为主的微宇宙试验,结果表明:（1）枝角类动物对两种杀菌剂均表现出较高的敏感性,其次为介形虫和桡足类,最后为轮虫。苯醚甲环唑对浮游动物的NOECzooplankton为1.77μg/L,咯菌腈对浮游动物的NOECzooplankton为2.60μg/L;（2）底栖动物对两种杀菌剂表现出不同的敏感性。其中底栖动物对苯醚甲环唑的敏感性依次为多齿新米虾>尖膀胱螺≥日本三角涡虫>霍甫水丝蚓>苏氏尾鳃蚓>河蚬≥暗绿二叉摇蚊,对底栖动物的NOECbenthonic为0.69 mg/kg;咯菌腈对底栖动物的敏感性排序为:多齿新米虾>河蚬>霍甫水丝蚓>日本三角涡虫>尖膀胱螺>苏氏尾鳃蚓>暗绿二叉摇蚊,对底栖动物的NOECbenthonic为5.58 mg/kg。通过TOP-Rice预测苯醚甲环唑与咯菌腈在上覆水中的最大预测浓度分别为,12.19μg/L和6.38μg/L,根据水生生态风险评价程序计算得出苯醚甲环唑与咯菌腈的RQ值均大于1,故得出两种农药对浮游动物群落均为高风险。与田间沉积物实际暴露浓度相比较得出两种农药对底栖动物为低风险农药。
李娇阳[8]（2020）在《环保型水处理剂阻垢及分散性能的试验研究》文中指出工业循环冷却水长期处于高温运行的工作状态,且在开放的环境下导致水质十分复杂,对系统的热交换设备及管道造成严重的影响,例如结垢、腐蚀及微生物生长繁殖造成的生物粘泥堆积等现象的发生。基于上述原因,对于工业循环冷却水的处理引起很多学者的重视。本文采用天然药剂与人工合成药剂复配的方式为循环冷却水的结垢及氧化铁沉积现象提供解决办法,且使用PP棉过滤器去除冷却水中杂质,探究使用PP棉过滤器的较优条件。阻垢性能部分试验使用阻垢率作为指标,采用天然药剂壳聚糖及人工合成药剂PESA、PASP、HPMA单独试验探究不同浓度的阻垢效能,同时探究不同组合、不同比例下,最佳的药剂组合方式。通过改变温度、杀菌剂浓度、Fe2+浓度,分别探究不同因素对于复配药剂阻垢性能的影响。通过XRD对加入最佳复配药剂前后的水中垢样进行表征分析,证明复配药剂在一定程度上改变垢样晶体的生长方向及结构。分散性能部分探究使用透光率作为指标,探究天然药剂壳聚糖及上述三种人工合成药剂单独试验探究不同浓度的分散效能,同时探究不同组合、不同比例下,最佳的药剂组合方式。通过改变温度、杀菌剂浓度、Ca2+浓度,分别探究不同因素对于复配药剂阻垢性能的影响。通过与阻垢性能试验的综合比较,确定壳聚糖与PESA在总投加浓度50mg/L,复配比例4:1的情况下,可以达到最佳的阻垢及分散效果,其中阻垢率可达92.61%,透光率降至41.30%。PP棉过滤部分主要考察了PP棉在不同进水温度、过滤速度、进水浓度下的过滤效果,通过正交试验设计,分析各影响因素对PP棉过滤效果的影响程度,得出最佳运行条件:进水温度25℃、过滤速度0.03m/s、进水浓度为80mg/L的情况下,悬浮物的去除率可达到79.95%。考察冷却水重复利用次数对于药剂阻垢及分散性能的影响,探究冷却水较优的重复利用次数。试验结果将为实际工程中循环冷却水处理系统的建立提供技术依据,复配药剂及PP棉过滤可以有效地解决循环冷却水处理问题,具有广阔的应用前景。
侯天阳[9]（2020）在《改性淀粉基无氮絮凝剂对水体中细菌的脱除研究》文中认为无机悬浮固体颗粒物、有机物胶体和微生物是饮用水原水中的常见组成,除浊、除色和抑/灭菌是饮用水生产工艺的主要技术单元。饮用水常规生产工艺是以混凝、沉淀、消毒和过滤为主的处理方法。其中,絮凝通常用于水体的除浊净化,而消毒主要用于灭菌,进而得到清洁安全的饮用水,如季铵盐阳离子聚合物就是一种广泛应用于饮用水原水生产工艺中絮凝去除带负电荷的颗粒和溶解性有机物（DOM）的高分子材料,但在生产工艺后续的消毒单元中,它们的使用可能会产生具有致癌风险的消毒副产物。若能开发出兼具除浊除色和抑/灭菌性能的多功能型絮凝剂,既可有效减少絮凝剂和消毒剂的用量、降低成本,又能减少消毒副产品的产生。因此开发一种新型的多功能无氮絮凝剂尤为必要。论文合成了两种具有杀菌功能的新型无氮淀粉基絮凝剂,分别为:（1）阳离子型醚化淀粉絮凝剂（3-溴丙基三苯基溴化膦改性淀粉,S-BTP）;（2）阳离子型酯化淀粉絮凝剂（（4-羧丁基）三苯基溴化膦改性淀粉,TPS）,并通过傅里叶红外光谱、核磁共振光谱、X-射线衍射光谱和Zeta电位等方法对产物结构进行了表征;然后利用烧杯实验和一个小型连续流絮凝-沉淀-超滤装置,研究了新型絮凝剂在处理含菌水体的絮凝杀菌性能,考察了阳离子取代度（DS）、絮凝剂用量、水体p H值和模型污染物等因素对其絮凝性能的影响;在连续流絮凝-沉淀-超滤试验中,研究了新型絮凝剂的絮凝性能、抗菌性能以及对超滤膜污染的缓解作用。主要结论如下:（1）阳离子型醚化淀粉絮凝剂S-BTP对单组份、双组份和三组份模拟水样均展现出良好的絮凝性能,且与季铵类絮凝剂和常规明矾的性能相当;对于单组份污染物水体,S-BTP絮凝剂与高岭土颗粒、腐殖酸和细菌的表面电荷性质决定了其最终的絮凝效果;对于双组份水体,水体中的腐殖酸起到决定性作用,高岭土对于其他污染物的去除有一定的协同作用;对于三组份污染物水体,S-BTP在40 mg/L的最优投加量下,通过电荷吸引、聚合物桥接和抗菌作用,对水中的大肠杆菌的杀死率为99.4%,浊度去除率接近100%,UV254的去除率达90%,而且S-BTP的杀菌性能明显优于明矾（杀死细菌41.4%）。扫描电子显微镜和三维荧光（3DEEM）可视化表现了S-BTP絮凝剂对大肠杆菌的细胞壁造成了明显的破损,并可以通过调控絮凝剂的用量实现对胞内物质释放的控制,进而控制二次污染物的产生。与商用明矾絮凝剂相比,S-BTP絮凝剂在水质改善及膜污染控制方面都表现出了更优的性能;扫描电镜（SEM）和激光共聚焦显微镜（CLSM）可视化的表现了超滤膜表面的滤饼层厚度以及膜上多糖、蛋白质和细菌对膜污染的影响。与S-BTP相比,明矾体系超滤膜上的滤饼层更厚,且带有较多的多糖和细菌,造成了更多的水力阻力和不可逆膜污染。（2）经比较研究,发现相对于S-BTP絮凝剂,阳离子型酯化淀粉絮凝剂TPS在合成条件上更为温和,在常温下就可以进行反应,而且在取代度接近的情况下,季膦单体的用量更低,降低了成本。而且TPS除了对革兰氏阴性菌大肠杆菌具有良好的杀灭性能外,对于革兰氏阳性菌金黄色葡萄球菌也有很好的去除效果。对于单组份污染物,TPS对于高岭土和细菌的去除与S-BTP相当,但是在对UV254的去除方面,TPS的最佳用量（25-30 mg/L）低于S-BTP的最佳用量（40-50 mg/L）,这可能是因为改性方法不同所产生絮凝剂结构上的变化造成的结果;对于双组份水体,水体中的腐殖酸起到决定性作用,高岭土对于其他污染物的去除具有协同作用;在对三组份水体的处理中,TPS对于含两种不同菌种的水体,浊度去除率均可达到100%,UV254的去除率在94%左右;大肠杆菌的去除率为99.94%,金黄色葡萄球菌的去除率为98.16%。通过对三组份水体絮凝后3DEEM和SEM的观察,含金黄色葡萄球菌的水体释放出的芳香族蛋白质和可溶解性微生物产物较少,而且絮体中的菌体形貌也只是部分被破坏。相对于明矾,TPS对于两种水体都表现出了在膜污染控制上的优势,但含金黄色葡萄球菌的水体对超滤膜造成的不可逆污染更明显。通过对两个体系的对比研究,显示无氮阳离子淀粉絮凝剂作为传统化学物质的替代品在水处理中使用具有明显优势。两种改性淀粉絮凝剂除了良好的絮凝性能外,还兼具有抑/灭菌作用。这种双功能性主要归功于淀粉链上引入的阳离子季膦基团,使絮凝剂分子不仅可以絮凝沉降高岭土颗粒、腐殖酸和细菌细胞,还可以有效地破坏细菌细胞壁进而杀灭细菌,控制膜污染并减少消毒副产物的产生。
李旭飞[10]（2019）在《氧化石墨烯复合材料的抗菌性能研究与应用》文中指出工业废水和生活污水经生化二级处理后,仍含有大量微生物,极易形成生物粘泥使水质恶化,造成设备腐蚀和引起传染病等问题。为了将处理水回用于工业冷却及中水回用等体系,必须采取有效措施,控制微生物的生长和繁殖,才能使出水达到回用水质标准,而传统的化学杀菌剂易使细菌产生耐药性、形成二次污染等,因此,开发新型高效的环境友好型抗菌材料显得尤为重要。本论文重点研究了氧化石墨烯复合材料的抗菌性能和抗菌机理及其在水处理中的应用。（1）采用超声合成法和溶液共混法分别制备了铜锌复合氧化物-氧化石墨烯（CuZnO@GO）、氯化壳聚糖-氧化石墨烯（CSCl@GO）复合材料,并通过各种手段对材料进行了表征。（2）以大肠杆菌（E.coli）和金黄色葡萄球菌（S.aureus）为模式菌,测试了CuZnO@GO复合材料在有无可见光照射和不同菌液初始浓度下的抗菌性能,以及CSCl@GO复合材料在不同剂量和溶液p H下的抗菌性能。（3）考察了两种复合材料对细菌生长曲线、蛋白质泄露、细胞膜完整性、胞内氧化应激水平的影响,并分析总结抗菌机理。（4）探究了两种复合材料在循环冷却水系统中的抗菌性能,并将CSCl@GO复合材料和石英砂（QS）滤料结合制得CSCl@GO/QS改性滤料,考察了其对生活污水二级出水的处理效果。实验表明:（1）溶胶-凝胶法制备的CuZnO纳米颗粒成功分布于GO表面,CSCl与GO发生化学反应形成酰胺基而结合。（2）CuZnO@GO复合材料使细菌在24 h内无法进入正常对数生长期,可以破坏细菌细胞膜的结构,加速细菌蛋白质的泄露,致使E.coli和S.aureus的蛋白质泄露量分别为空白实验的10.5倍和8.3倍。在可见光照射下,CuZnO@GO复合材料的抗菌活性显着提高,使细菌细胞内活性氧自由基（ROS）水平提升4倍以上,100 mg?L-1 CuZnO@GO使E.coli和S.aureus全部失活的时间分别为40min和80 min。（3）100 mg?L-1 CSCl@GO复合材料作用于E.coli或S.aureus悬浮液15min即可将细菌全部灭活,当溶液p H为7.0时,复合材料的抗菌性能最强。复合材料同样可以抑制细菌的生长,导致菌体破裂,造成细胞内容物的流出,使E.coli和S.aureus蛋白质的泄露速度分别提高12.7倍和9.9倍。（4）在可见光照射下,当GO质量分数为17.5%,100 mg?L-1 CuZnO@GO复合材料在循环冷却水中的抗菌率达到99.09%,经过四次循环使用后,在60 min内,复合材料仍可使超过90%的细菌失活。（5）当GO质量分数为0.6%,100 mg?L-1 CSCl@GO复合材料在循环冷却水中作用2 h的抗菌率达到95.74%。当滤料粒径、进水流量、滤床高度分别为0.8-2 mm、2.6 m L?min-1、15 cm时,CSCl@GO/QS滤料对生活污水二级出水显示出最佳抗菌性能,将滤料反冲洗三次后,抗菌率仍可高于90%。
二、杀菌剂在水处理中的作用（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、杀菌剂在水处理中的作用（论文提纲范文）
（1）安徽水稻纹枯病菌对杀菌剂的敏感性及吡唑醚菌酯的作用机理（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 文献综述 |
| 1.1 水稻纹枯病的研究进展 |
| 1.1.1 水稻纹枯病概述 |
| 1.1.2 水稻纹枯病的病原学研究 |
| 1.1.3 水稻纹枯病的致病过程 |
| 1.1.4 水稻纹枯病的发病因素 |
| 1.2 水稻纹枯病的防治 |
| 1.2.1 农业防治 |
| 1.2.2 生物防治 |
| 1.2.3 化学防治 |
| 1.3 吡唑醚菌酯的研究进展 |
| 1.3.1 吡唑醚菌酯的研究进展 |
| 1.3.2 吡唑醚菌酯的应用前景 |
| 1.4 植物抗病相关基因 |
| 2 引言 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 供试菌株 |
| 3.1.2 供试药剂 |
| 3.1.3 供试水稻品种 |
| 3.1.4 供试培养基 |
| 3.1.5 主要仪器与设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 水稻纹枯病菌敏感基线的确定 |
| 3.2.2 不同地理来源菌株对4 种药剂的敏感性相关性分析 |
| 3.2.3 水稻纹枯病菌对4 种药剂敏感性的相关性分析 |
| 3.2.4 吡唑醚菌酯对水稻纹枯病菌菌核数目、质量及萌发的影响 |
| 3.2.5 水稻种植 |
| 3.2.6 吡唑醚菌酯对水稻纹枯病保护和治疗作用测定 |
| 3.2.7 吡唑醚菌酯对水稻纹枯病菌侵染过程的影响 |
| 3.2.8 吡唑醚菌酯对水稻防卫基因表达的影响 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 安徽省水稻纹枯病菌对杀菌剂的敏感性 |
| 4.1.1 安徽省水稻纹枯病菌对噻呋酰胺的敏感性 |
| 4.1.2 安徽省水稻纹枯病菌对丙硫菌唑的敏感性 |
| 4.1.3 安徽省水稻纹枯病菌对吡唑醚菌酯的敏感性 |
| 4.1.4 安徽省水稻纹枯病菌对井岗霉素的敏感性 |
| 4.2 水稻纹枯病菌对4 种药剂敏感性的相关性分析 |
| 4.3 吡唑醚菌酯对水稻纹枯病菌菌核数目、质量及萌发的影响 |
| 4.3.1 吡唑醚菌酯对水稻纹枯病菌菌核形成的影响 |
| 4.3.2 吡唑醚菌酯对水稻纹枯病菌菌核萌发的影响 |
| 4.4 吡唑醚菌酯对水稻纹枯病作用方式 |
| 4.4.1 吡唑醚菌酯的保护作用 |
| 4.4.2 吡唑醚菌酯对水稻纹枯病的治疗作用 |
| 4.5 吡唑醚菌酯对水稻纹枯病菌侵染过程的影响 |
| 4.6 吡唑醚菌酯对水稻防卫基因表达的影响 |
| 4.6.1 PAL基因的相对表达量分析 |
| 4.6.2 POX基因的相对表达量分析 |
| 4.6.3 PR1a基因的相对表达量分析 |
| 4.6.4 PR5 基因的相对表达量分析 |
| 4.6.5 PR1b基因的相对表达量分析 |
| 5 讨论 |
| 5.1 水稻纹枯病菌对4 种药剂的敏感基线建立 |
| 5.2 吡唑醚菌酯对水稻纹枯病菌生长发育的影响 |
| 5.3 吡唑醚菌酯对水稻纹枯病菌侵染过程的影响 |
| 5.4 吡唑醚菌酯对水稻防卫基因表达的影响 |
| 6 结论 |
| 6.1 安徽省水稻纹枯病菌对4 种药剂的敏感基线 |
| 6.2 吡唑醚菌酯抑制水稻纹枯病菌菌核的形成及菌丝生长 |
| 6.3 吡唑醚菌酯抑制水稻纹枯病菌侵染结构的形成 |
| 6.4 吡唑醚菌酯对水稻防卫基因表达的影响 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（2）三唑酮对映体与纳米氧化铜共暴露诱导水稻氧化损伤的机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 杀菌剂残留以及对生物体的毒性效应 |
| 1.2 手性农药简介 |
| 1.2.1 手性农药对映体立体选择性行为及毒性差异研究 |
| 1.2.2 三唑酮对生物体的毒性研究 |
| 1.3 纳米材料潜在风险 |
| 1.3.1 纳米材料对生物体的毒性研究 |
| 1.3.2 纳米氧化铜毒性效应研究 |
| 1.4 污染物共暴露毒性研究 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 药品与试剂 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.3 主要试验仪器 |
| 2.4 水稻样品培养 |
| 2.5 试验方法 |
| 2.5.1 CuO-NPs表征 |
| 2.5.2 水稻株高测定 |
| 2.5.3 抗氧化酶以及氧化应激指示物测定 |
| 2.5.4 抗氧化酶相关基因以及细胞凋亡基因相对表达量检测 |
| 2.6 数据处理与分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 CuO-NPs的表征 |
| 3.2 三唑酮和纳米氧化铜共暴露对水稻株高的影响 |
| 3.3 三唑酮和纳米氧化铜共暴露对水稻抗氧化酶活性的影响 |
| 3.3.1 三唑酮和纳米氧化铜共暴露对水稻SOD酶活性的影响 |
| 3.3.2 三唑酮和纳米氧化铜共暴露对水稻POD酶活性的影响 |
| 3.3.3 三唑酮和纳米氧化铜共暴露对水稻CAT酶活性的影响 |
| 3.4 三唑酮和纳米氧化铜共暴露对水稻中氧化应激指示物的影响 |
| 3.4.1 三唑酮和纳米氧化铜共暴露对水稻MDA含量的影响 |
| 3.4.2 O_2~-、H_2O_2、AsA检测方法确证 |
| 3.4.3 三唑酮和纳米氧化铜共暴露对水稻中O_2~-生成速率的影响 |
| 3.4.4 三唑酮和纳米氧化铜共暴露对水稻中H_2O_2含量的影响 |
| 3.4.5 三唑酮和纳米氧化铜共暴露对水稻中As A含量的影响 |
| 3.5 三唑酮和纳米氧化铜共暴露对水稻抗氧化酶相关基因和细胞凋亡基因相对表达量的影响 |
| 3.5.1 三唑酮和纳米氧化铜共暴露对水稻中抗氧化酶相关基因的影响 |
| 3.5.2 三唑酮和纳米氧化铜共暴露对水稻中细胞凋亡相关基因的影响 |
| 4 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士期间文章发表情况 |
| 致谢 |
（3）基于二氧化钛纳米管阵列二元协同体系的食源性致病菌光催化杀灭研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 水中主要致病菌及危害 |
| 1.2 水中食源性致病菌杀灭技术 |
| 1.2.1 传统化学杀菌法 |
| 1.2.2 紫外杀菌技术 |
| 1.2.3 光催化杀菌技术 |
| 1.3 TiO_2 纳米管阵列的研究发展 |
| 1.3.1 TiO_2纳米管阵列简介 |
| 1.3.2 TiO_2纳米管阵列的改性 |
| 1.3.3 TiO_2纳米管阵列在光催化杀菌中的应用 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 研究技术路线 |
| 第二章 MoS_2/TiO_2 NTAs的制备及其光催化杀菌性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 试验试剂和耗材 |
| 2.2.2 试验仪器 |
| 2.2.3 供试菌种 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 TiO_2 NTAs的制备 |
| 2.3.2 MoS_2/TiO_2 NTAs光催化杀菌剂的制备 |
| 2.3.3 细菌的培养 |
| 2.3.4 光催化杀菌性能测试 |
| 2.3.5 荧光活/死细菌染色试验 |
| 2.3.6 光催化杀菌对细菌形态的影响 |
| 2.3.7 回收和循环杀菌试验 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 MoS_2/TiO_2 NTAs的合成与表征 |
| 2.4.2 MoS_2/TiO_2 NTAs的杀菌性能测试 |
| 2.4.3 MoS_2/TiO_2 NTAs的光催化机理分析 |
| 2.4.4 MoS_2/TiO_2 NTAs的回收和循环利用 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 直接Z-型异质结CeO_2/TiO_2 NTAs的制备及其光催化杀菌性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验试剂和仪器 |
| 3.2.1 试验试剂 |
| 3.2.2 仪器和设备 |
| 3.2.3 试验菌种 |
| 3.3 试验方法 |
| 3.3.1 CeO_2/TiO_2 NTAs光催化杀菌材料的制备 |
| 3.3.2 耐药菌种活化与菌液制备 |
| 3.3.3 CeO_2/TiO_2 NTAs光催化杀菌性能评价 |
| 3.3.4 光催化杀菌对细菌细胞形态影响的研究 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 CeO_2/TiO_2 NTAs的合成与表征 |
| 3.4.2 CeO_2/TiO_2 NTAs的光催化杀菌性能评价 |
| 3.4.3 CeO_2/TiO_2 NTAs的光催化性能分析 |
| 3.4.4 CeO_2/TiO_2 NTAs在光催化杀菌过程中对细菌的影响 |
| 3.4.5 CeO_2/TiO_2 NTAs的实际应用价值评估 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）纳米零价铁改性生物炭对戊唑醇的吸附降解研究（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 戊唑醇概述 |
| 1.1.1 戊唑醇的性质 |
| 1.1.2 戊唑醇的作用特点 |
| 1.1.3 戊唑醇在植物病害防治中的应用 |
| 1.1.4 戊唑醇在环境中的残留及危害 |
| 1.2 生物炭及其应用 |
| 1.2.1 生物炭的定义 |
| 1.2.2 生物炭的性质 |
| 1.2.3 生物炭的应用 |
| 1.3 改性生物炭 |
| 1.3.1 生物炭的改性方法 |
| 1.3.2 改性生物炭的应用 |
| 1.3.3 纳米零价铁改性生物炭的应用 |
| 1.4 研究内容与意义 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 2 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 供试材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 材料的制备 |
| 2.2.2 材料的表征 |
| 2.2.3 材料投加量对戊唑醇吸附和降解的影响 |
| 2.2.4 等温吸附实验 |
| 2.2.5 土壤-水悬浊液实验 |
| 2.2.6 改性生物炭在水培条件下对戊唑醇去除效果的研究 |
| 2.2.7 改性生物炭对黄瓜幼苗生长的影响 |
| 2.2.8 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 材料的制备与表征 |
| 3.1.1 材料的制备 |
| 3.1.2 材料的表征 |
| 3.2 材料投加量对水溶液中戊唑醇吸附降解的影响 |
| 3.2.1 生物炭投加量对戊唑醇吸附和降解的影响 |
| 3.2.2 纳米零价铁投加量对戊唑醇去除的影响 |
| 3.2.3 改性生物炭投加量对戊唑醇吸附和降解的影响 |
| 3.3 改性生物炭吸附性能的研究 |
| 3.4 改性生物炭的土壤应用研究 |
| 3.5 改性生物炭在水培条件下对戊唑醇的去除效果 |
| 3.5.1 种子萌发实验 |
| 3.5.2 水培实验 |
| 3.6 改性生物炭的安全性评价 |
| 3.6.1 改性生物炭对黄瓜幼苗生长指标的影响 |
| 3.6.2 改性生物炭对黄瓜叶片叶绿素含量的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 纳米零价铁改性生物炭对农药的吸附和降解性能研究 |
| 4.2 改性生物炭在水培条件下对戊唑醇的去除效果及安全性评价 |
| 5 结论 |
| 6 创新之处与展望 |
| 6.1 创新之处 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（5）水体中吡咯杀菌剂及药物的降解机理及生态毒性评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 吡咯杀菌剂的应用 |
| 1.1.1 环境中杀菌剂的种类 |
| 1.1.2 咯菌腈杀菌剂的光化学转化及环境毒性 |
| 1.1.3 拌种咯杀菌剂的应用 |
| 1.1.4 农药杀菌剂的间接光化学转化 |
| 1.2 药物和个人护理产品(PPCPs)的环境污染 |
| 1.2.1 PPCPs的来源、环境毒性及持久性 |
| 1.2.2 抗生素药物SMX和TMP的研究现状 |
| 1.2.3 抗炎药物DCF的环境影响和毒性 |
| 1.2.4 高级氧化技术(AOPs)在药物降解中的应用 |
| 1.3 论文选题依据及研究内容 |
| 第二章 基本理论和计算方法 |
| 2.1 量子化学计算的发展 |
| 2.2 密度泛函理论 |
| 2.3 过渡态理论 |
| 2.4 Marcus电子转移理论 |
| 2.5 定量构效关系 |
| 第三章 咯菌腈与~1O_2和~·OH在水环境中的间接光化学转化机理及生态毒性评估 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 计算方法 |
| 3.2.1 量子化学计算 |
| 3.2.2 动力学计算 |
| 3.2.3 生态毒性计算 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 咯菌腈与~·OH和~1O_2的引发反应机理 |
| 3.3.2 咯菌腈的动力学性质和环境持久性 |
| 3.3.3 后续产物转化过程 |
| 3.3.4 生态毒性评估 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 拌种咯与~·OH、~1O_2和SO_4~(·-)在水环境中的间接光化学转化机理及生态毒性评估 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 计算方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 ~·OH、~1O_2、SO_4~(·-)引发过程中拌种咯的降解机理 |
| 4.3.2 反应速率常数及半衰期 |
| 4.3.3 ~·OH引发咯菌腈降解的后续产物转化 |
| 4.3.4 生态毒性预测 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 SMX和TMP与~·OH的降解反应机理及生态毒性评估 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 计算方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 SMX与~·OH引发反应 |
| 5.3.2 SMX与SO_4~(·-)引发反应 |
| 5.3.3 TMP与_·OH引发反应 |
| 5.3.4 反应速率常数 |
| 5.3.5 SMX与TMP的后续转化反应 |
| 5.3.6 生态毒性评估 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 DCF与~·OH、~·ClO和SO_4~(·-)水环境中的降解机理及毒性评估 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 计算方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 DCF与~·OH引发反应 |
| 6.3.2 DCF与~·ClO引发反应 |
| 6.3.3 DCF与SO_4~(·-)引发反应 |
| 6.3.4 反应速率 |
| 6.3.5 主要转化产物 |
| 6.3.6 毒性预测 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 总结、创新与展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 创新之处 |
| 7.3 工作展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 博士期间发表论文 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（6）莠去津等多种农药残留风险评估及莠去津在水/沉积物体系中降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略语表 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 农药的应用及归趋 |
| 1.1.1 农药在农业中的应用 |
| 1.1.2 农药在环境中的生态迁移及归趋 |
| 1.2 农药多残留及膳食摄入风险评估研究 |
| 1.3 莠去津农药的应用进展 |
| 1.3.1 莠去津的理化性质 |
| 1.3.2 莠去津农药的应用现状 |
| 1.3.3 莠去津农药污染现状 |
| 1.4 水土环境中农药及莠去津的转化与净化 |
| 1.5 莠去津等农药分析方法研究进展 |
| 1.5.1 精准方法 |
| 1.5.2 筛选方法 |
| 1.6 研究的背景意义、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究背景意义 |
| 1.6.2 研究目标 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 研究技术路线图 |
| 2 莠去津在玉米中的风险评估研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 仪器和试剂 |
| 2.2.2 田间试验设计 |
| 2.2.3 样品处理 |
| 2.2.4 色谱分析 |
| 2.2.5 方法的可靠性试验 |
| 2.2.6 降解曲线 |
| 2.2.7 风险评估方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 分析方法的建立 |
| 2.3.2 降解动态分析 |
| 2.3.3 玉米籽粒及土壤中莠去津的最终残留量 |
| 2.3.4 莠去津膳食摄入风险评估 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 3 莠去津等农药在番茄中的残留评估及生态迁移 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 供试农药 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 前处理及质谱条件的优化 |
| 3.3.2 农药多残留的取样及检测 |
| 3.3.3 番茄中检出农药情况 |
| 3.3.4 番茄对应土壤中检出农药情况 |
| 3.3.5 番茄及对应土壤中农药情况分析 |
| 3.3.6 农药风险排序 |
| 3.3.7 番茄中检出农药有MRL值的风险大小 |
| 3.3.8 检出农药的风险评估 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 莠去津在番茄和土壤中的迁移 |
| 3.4.2 番茄及土壤中农药多残留 |
| 3.5 小结 |
| 3.5.1 莠去津在土壤中残留及生态迁移情况 |
| 3.5.2 其他农药污染情况分析 |
| 4 菹草和穗花狐尾藻对莠去津降解作用研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 仪器设备 |
| 4.2.3 试验设计方案 |
| 4.2.4 样品制备及测定 |
| 4.2.5 仪器条件 |
| 4.2.8 标准曲线和检出限 |
| 4.2.9 数据处理方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 质谱条件的优化 |
| 4.3.2 方法可靠性 |
| 4.3.3 上覆水中添加莠去津后莠去津的残留变化 |
| 4.3.4 沉积物经莠去津处理后莠去津的残留变化 |
| 4.3.5 上覆水或沉积物中添加莠去津沉水植物中莠去津的变化 |
| 4.3.6 上覆水或沉积物中添加莠去津菹草和穗花狐尾藻中莠去津代谢物的变化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附表1 2015年6月的气象数据 |
| 附表2 2015年7月期间的气象数据 |
| 附表3 2015年8月期间的气象数据 |
| 附表4 2015年9月的气象数据 |
| 附表5 2015年10月期间的气象数据 |
| 附图 1 莠去津标准谱图(0.05mg/m L) |
| 附图 2 玉米籽粒莠去津谱图(添加莠去津 0.05 mg/m L) |
| 附图 3 玉米籽粒空白 |
| 附图 4 玉米植株莠去津谱图(莠去津添加 0.1 mg/m L) |
| 附图 5 玉米植株空白 |
| 附图 6 土壤莠去津谱图(添加莠去津 0.05 mg/m L) |
| 附图 7 土壤空白 |
| 附图 8 所测液质混标谱图 |
| 附图 9 所测气质混标谱图 |
| 博士在读期间取得的学术成果 |
| 致谢 |
| 基金 |
（7）苯醚甲环唑和咯菌腈对稻田周边水生生态底栖生物的毒性效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要缩略语表格 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 杀菌剂对水生态环境的影响 |
| 1.2 底栖动物与沉积物-水交界面的关系 |
| 1.3 杀菌剂影响底栖动物与沉积物-水交界面 |
| 1.3.1 杀菌剂进入体系与沉积物的相互作用 |
| 1.3.2 杀菌剂对底栖生物的影响 |
| 1.3.3 基于沉积物-水体系暴露杀菌剂对底栖动物的效应 |
| 1.4 物种敏感度分布法 |
| 1.5 苯醚甲环唑及其对水生生物的毒效应研究 |
| 1.6 咯菌腈及其对水生生物的毒效应研究 |
| 1.7 立题依据和研究内容 |
| 2 底栖生物鉴定与室内培养 |
| 2.1 底栖生物采样 |
| 2.2 底栖生物分类 |
| 2.3 四种底栖生物(种)鉴定 |
| 2.4 底栖生物驯养 |
| 3 苯醚甲环唑与咯菌腈在加标沉积物-水系统的单物种试验 |
| 前言 |
| 3.1 试验方法 |
| 3.1.1 加标沉积物-水系统构建 |
| 3.1.2 试验培养箱改造 |
| 3.1.3 单物种毒性试验 |
| 3.1.3.1 试验生物 |
| 3.1.3.2 试验方法 |
| 3.1.4 沉积物-水系统中农药残留检测 |
| 3.1.4.1 苯醚甲环唑和咯菌腈标准曲线制作 |
| 3.1.4.2 苯醚甲环唑与咯菌腈在沉积物-水系统中的回收 |
| 3.1.4.3 苯醚甲环唑和咯菌腈回收方法的准确度 |
| 3.1.5 沉积物参数及水质参数检测 |
| 3.1.6 数据分析 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 苯醚甲环唑与咯菌腈在沉积物-水系统中的残留 |
| 3.2.2 咯菌腈在沉积物-水系统中的残留 |
| 3.2.3 水质参数 |
| 3.2.3.1 咯菌腈在水-沉积物单物种试验水质参数 |
| 3.2.4 单物种毒性试验结果 |
| 3.2.5 苯醚甲环唑与咯菌腈的敏感性分布曲线(SSDs) |
| 3.3 讨论与小结 |
| 4 苯醚甲环唑与咯菌腈的微宇宙试验 |
| 4.1 试验方法 |
| 4.1.1 微宇宙系统建立 |
| 4.1.2 受试化学品浓度设置及检测方式 |
| 4.1.3 水质理化系数及沉积物中有机碳含量测定 |
| 4.1.4 生物样品采集及检测 |
| 4.1.5 数据分析 |
| 4.2 苯醚甲环唑微宇宙试验结果 |
| 4.2.1 苯醚甲环唑在沉积物-水微宇宙系统中的浓度变化 |
| 4.2.2 苯醚甲环唑对水质参数的影响 |
| 4.2.3 苯醚甲环唑对沉积物-水系统物种丰度的影响 |
| 4.2.4 苯醚甲环唑对沉积物-水系统物种群落的影响 |
| 4.3 咯菌腈微宇宙试验结果 |
| 4.3.1 咯菌腈在沉积物-水微宇宙系统中的浓度变化 |
| 4.3.2 咯菌腈对水质参数的影响 |
| 4.3.3 咯菌腈对物种丰度的影响 |
| 4.3.4 咯菌腈对种群的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 结论 |
| 5 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录A |
| 附录B |
| 附录C |
| 附录D |
| 附录E |
| 附录F |
| 个人简介 |
| 致谢 |
（8）环保型水处理剂阻垢及分散性能的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 冷却水分类及存在的问题 |
| 1.1.1 冷却水的分类 |
| 1.1.2 循环冷却水主要存在的问题 |
| 1.2 循环冷却水的处理方法 |
| 1.3 阻垢剂的分类及作用机理 |
| 1.3.1 阻垢剂的分类 |
| 1.3.2 阻垢机理 |
| 1.4 PP棉过滤的优势 |
| 1.5 研究内容及意义 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 试验方法与材料 |
| 2.1 试验试剂与仪器 |
| 2.1.1 试验试剂 |
| 2.1.2 PP棉材料 |
| 2.1.3 试验主要仪器 |
| 2.2 检测方法 |
| 2.2.1 阻垢性能的检测方法 |
| 2.2.2 分散氧化铁性能的检测方法 |
| 2.2.3 悬浮物固体浓度的检测方法 |
| 2.3 垢样的制备与分析方法 |
| 2.3.1 垢样的制备方法 |
| 2.3.2 垢样的晶型分析方法 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 水处理剂阻垢及复配阻垢性能的研究 |
| 3.1 壳聚糖的阻垢性能 |
| 3.2 人工合成剂的阻垢性能 |
| 3.3 复配药剂的阻垢性能 |
| 3.4 不同影响条件对复配药剂阻垢性能的影响 |
| 3.4.1 温度对复配药剂阻垢性能的影响 |
| 3.4.2 杀菌剂浓度对复配药剂阻垢性能的影响 |
| 3.4.3 Fe~(2+)浓度对复配药剂阻垢性能的影响 |
| 3.5 垢样的表征分析 |
| 3.5.1 垢样产生情况分析 |
| 3.5.2 XRD表征及分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 水处理剂分散及复配分散性能的研究 |
| 4.1 壳聚糖的分散性能 |
| 4.2 人工合成剂的分散性能 |
| 4.3 复配药剂的分散性能 |
| 4.4 不同影响条件对复配药剂分散性能的影响 |
| 4.4.1 温度对复配阻垢剂分散性能的影响 |
| 4.4.2 杀菌剂浓度对复配药剂分散性能的影响 |
| 4.4.3 Ca~(2+)浓度对复配药剂分散性能的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 PP棉过滤冷却水中悬浮物的试验研究 |
| 5.1 不同影响条件对PP棉过滤效果的影响 |
| 5.1.1 温度对PP棉过滤效果的影响 |
| 5.1.2 过滤速度对PP棉过滤效果的影响 |
| 5.1.3 进水浓度对PP棉过滤效果的影响 |
| 5.2 不同影响条件对PP棉过滤效果的正交试验分析 |
| 5.2.1 试验设计 |
| 5.2.2 结果分析 |
| 5.3 再生水用于阻垢及分散试验的研究 |
| 5.3.1 再生水用于阻垢试验的研究 |
| 5.3.2 再生水用于分散试验的研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）改性淀粉基无氮絮凝剂对水体中细菌的脱除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 细菌在饮用水中的作用与危害 |
| 1.2 含菌水体的常用水处理技术 |
| 1.2.1 混凝沉淀法 |
| 1.2.2 膜过滤法 |
| 1.2.3 消毒法 |
| 1.3 灭菌机理 |
| 1.3.1 破坏细胞的结构与功能 |
| 1.3.2 抑制细胞内酶的活性 |
| 1.3.3 干扰细胞内合成代谢物质的生成及其性能 |
| 1.4 天然高分子基絮凝剂去除细菌的研究进展 |
| 1.5 含氮絮凝剂的使用存在的潜在环境风险 |
| 1.6 本论文研究思路及内容 |
| 第二章 3-溴丙基三苯基溴化膦改性淀粉絮凝剂的制备及性能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 主要试剂 |
| 2.2.2 主要仪器 |
| 2.2.3 絮凝剂S-BTPs的制备 |
| 2.2.4 絮凝剂的表征方法 |
| 2.2.5 大肠杆菌的培养 |
| 2.2.6 S-BTPs的絮凝杀菌性能研究 |
| 2.2.7 连续流絮凝-沉淀-超滤测试 |
| 2.3 S-BTP结构特征及其表征结果 |
| 2.3.1 傅里叶红外光谱表征结果 |
| 2.3.2 X射线衍射光谱表征结果 |
| 2.3.3 元素分析测定结果 |
| 2.3.4 核磁共振光谱表征结果 |
| 2.3.5 Zeta电位测定结果 |
| 2.4 S-BTPs的絮凝性能讨论 |
| 2.4.1 絮凝单组份污染物水体 |
| 2.4.2 絮凝双组份污染物水体 |
| 2.4.3 絮凝三组份污染物水体 |
| 2.4.4 连续流絮凝-沉降-超滤处理 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 (4-羧丁基)三苯基溴化膦改性淀粉絮凝剂的制备及性能 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 主要试剂 |
| 3.2.2 主要仪器 |
| 3.2.3 絮凝剂TPSs的制备 |
| 3.2.4 絮凝剂的表征方法 |
| 3.2.5 细菌的培养方法 |
| 3.2.6 TPSs的絮凝杀菌性能研究 |
| 3.3 TPSs絮凝剂的结构特征及其表征结果 |
| 3.3.1 傅里叶红外光谱表征结果 |
| 3.3.2 X射线衍射光谱表征结果 |
| 3.3.3 元素分析测定结果 |
| 3.3.4 核磁共振氢谱图分析结果 |
| 3.3.5 Zeta电位测定结果 |
| 3.4 TPSs的絮凝性能讨论 |
| 3.4.1 絮凝单组份污染物水体 |
| 3.4.2 絮凝双组份污染物水体 |
| 3.4.3 絮凝三组份污染物水体 |
| 3.4.4 连续流絮凝-沉降-超滤处理 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的主要成果 |
| 致谢 |
（10）氧化石墨烯复合材料的抗菌性能研究与应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 本文的研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 抑制微生物污染的传统方法 |
| 1.2.2 氧化石墨烯材料的抗菌性能 |
| 1.2.3 金属氧化物材料的抗菌性能 |
| 1.2.4 壳聚糖材料的抗菌性能 |
| 1.3 本文的研究内容及意义 |
| 1.3.1 本文的研究内容 |
| 1.3.2 本文的研究意义 |
| 第二章 CuZnO@GO 复合材料与CSCl@GO 复合材料的制备与表征 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验仪器与药品 |
| 2.1.2 材料制备方法 |
| 2.1.2.1 氧化石墨烯(GO)的制备 |
| 2.1.2.2 铜锌复合氧化物(CuZnO)的制备 |
| 2.1.2.3 CuZnO@GO复合材料的制备 |
| 2.1.2.4 CSCl@GO复合材料的制备 |
| 2.1.2.5 CSCl@GO/QS改性滤料的制备 |
| 2.1.3 材料表征手段 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 CuZnO@GO复合材料的表征结果 |
| 2.2.1.1 扫描电镜(SEM)分析 |
| 2.2.1.2 透射电镜(TEM)分析 |
| 2.2.1.3 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.2.1.4 傅里叶红外光谱(FT-IR)分析 |
| 2.2.1.5 紫外可见漫反射光谱(UV-Vis DRS)分析 |
| 2.2.1.6 光致发光光谱(PL)分析 |
| 2.2.2 CSCl@GO复合材料的表征结果 |
| 2.2.2.1 透射电镜(TEM)分析 |
| 2.2.2.2 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.2.2.3 傅里叶红外光谱(FT-IR)分析 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 CuZnO@GO 复合材料与CSCl@GO 复合材料的抗菌性能研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验仪器与药品 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.2.1 培养基的配制 |
| 3.1.2.2 细菌悬浮液的制备 |
| 3.1.2.3 抗菌率的计算 |
| 3.1.2.4 CuZnO@GO复合材料的光催化抗菌实验 |
| 3.1.2.5 CSCl@GO复合材料的抗菌性能测定 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 CuZnO@GO复合材料的抗菌性能 |
| 3.2.1.1 可见光照射对CuZnO@GO复合材料抗菌性能的影响 |
| 3.2.1.2 菌液初始浓度对CuZnO@GO复合材料抗菌效率的影响 |
| 3.2.2 CSCl@GO复合材料的抗菌性能 |
| 3.2.2.1 CSCl@GO复合材料使用量对抗菌性能的影响 |
| 3.2.2.2 溶液p H对 CSCl@GO复合材料抗菌性能的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 CuZnO@GO 复合材料与CSCl@GO 复合材料的抗菌机理研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验仪器与药品 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.2.1 细菌生长曲线的测定 |
| 4.1.2.2 细菌蛋白质泄露的测定 |
| 4.1.2.3 细菌的扫描电镜观察 |
| 4.1.2.4 细菌PI染色的测定 |
| 4.1.2.5 细菌胞内氧化压力的测定 |
| 4.2 实验结果与讨论 |
| 4.2.1 CuZnO@GO复合材料的抗菌机理分析 |
| 4.2.1.1 CuZnO@GO复合材料对细菌生长曲线的影响 |
| 4.2.1.2 CuZnO@GO复合材料对细菌蛋白质泄露的影响 |
| 4.2.1.3 CuZnO@GO复合材料对细菌细胞膜完整性的影响 |
| 4.2.1.4 CuZnO@GO复合材料对细菌胞内氧化应激水平的影响 |
| 4.2.1.5 CuZnO@GO复合材料的抗菌机理总结 |
| 4.2.2 CSCl@GO复合材料的抗菌机理分析 |
| 4.2.2.1 CSCl@GO复合材料对细菌生长曲线的影响 |
| 4.2.2.2 CSCl@GO复合材料对细菌蛋白质泄露的影响 |
| 4.2.2.3 CSCl@GO复合材料对细菌细胞膜完整性的影响 |
| 4.2.2.4 CSCl@GO复合材料对细菌胞内氧化应激水平的影响 |
| 4.2.2.5 CSCl@GO复合材料的抗菌机理总结 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 CuZnO@GO 复合材料与CSCl@GO 复合材料在水处理中的应用 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 实验仪器与药品 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.1.2.1 复合材料在循环冷却水中的抗菌性能测定 |
| 5.1.2.2 改性滤料对生活污水二级出水的过柱抗菌实验 |
| 5.2 实验结果与讨论 |
| 5.2.1 CuZnO@GO复合材料在循环冷却水中的应用研究 |
| 5.2.1.1 循环冷却水水质分析 |
| 5.2.1.2 GO质量分数对CuZnO@GO复合材料抗菌性能的影响 |
| 5.2.1.3 CuZnO@GO复合材料使用量对抗菌性能的影响 |
| 5.2.1.4 CuZnO@GO复合材料的稳定性和重复使用性分析 |
| 5.2.2 CSCl@GO复合材料在循环冷却水中的应用研究 |
| 5.2.2.1 GO质量分数对CSCl@GO复合材料抗菌性能的影响 |
| 5.2.2.2 CSCl@GO复合材料投加量对抗菌性能的影响 |
| 5.2.3 CSCl@GO/QS改性滤料在生活污水二级出水中的应用研究 |
| 5.2.3.1 生活污水二级出水水质分析 |
| 5.2.3.2 滤料粒径对改性滤料抗菌性能的影响 |
| 5.2.3.3 进水流量对改性滤料抗菌性能的影响 |
| 5.2.3.4 滤床高度对改性滤料抗菌性能的影响 |
| 5.2.3.5 反冲洗次数对改性滤料抗菌性能的影响 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 下一步建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的学术成果 |
| 致谢 |
四、杀菌剂在水处理中的作用（论文参考文献）
- [1]安徽水稻纹枯病菌对杀菌剂的敏感性及吡唑醚菌酯的作用机理[D]. 檀立. 安徽农业大学, 2021(02)
- [2]三唑酮对映体与纳米氧化铜共暴露诱导水稻氧化损伤的机制[D]. 郭浩铭. 华中农业大学, 2021
- [3]基于二氧化钛纳米管阵列二元协同体系的食源性致病菌光催化杀灭研究[D]. 闫惠苓. 西北农林科技大学, 2021(01)
- [4]纳米零价铁改性生物炭对戊唑醇的吸附降解研究[D]. 丁恩惠. 山东农业大学, 2021
- [5]水体中吡咯杀菌剂及药物的降解机理及生态毒性评估[D]. 杨娇雪. 山东大学, 2020(04)
- [6]莠去津等多种农药残留风险评估及莠去津在水/沉积物体系中降解研究[D]. 李慧冬. 华中农业大学, 2020
- [7]苯醚甲环唑和咯菌腈对稻田周边水生生态底栖生物的毒性效应[D]. 孙健. 浙江农林大学, 2020(02)
- [8]环保型水处理剂阻垢及分散性能的试验研究[D]. 李娇阳. 哈尔滨工程大学, 2020(05)
- [9]改性淀粉基无氮絮凝剂对水体中细菌的脱除研究[D]. 侯天阳. 南京师范大学, 2020
- [10]氧化石墨烯复合材料的抗菌性能研究与应用[D]. 李旭飞. 中国石油大学(华东), 2019(09)