一、优化细胞表面组分与结构以提高P.putida 5-x细胞的重金属吸附能力（论文文献综述）
陈应运[1]（2021）在《铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究》文中提出我国每年数百亿吨工业含盐废水的排放及沿海地区的海水代用问题,加剧了污水治理工作负荷及难度。好氧颗粒污泥因结构致密、沉降性能好、生物量高、功能菌组成丰富及抗外界不利环境因子能力强等优势,使其在含盐废水的生物处理工艺中备受青睐。然而好氧颗粒污泥的形成受诸多因素牵制,操作条件较为苛刻,且耗时普遍较长;在应对工业上不同生产季节含盐废水水质波动大的问题时,好氧颗粒污泥自身调控较为滞后;加之我国北方地区冬季寒冷气候会进一步抑制生物酶活性,限制了好氧颗粒污泥在实际含盐废水处理应用中的推广。针对以上问题,本研究首先开发了以铁基修饰的塔宾曲霉菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的好氧颗粒污泥简易培育方法,研究了其理化性质、生物活性、尺寸效应及形成机理;经盐梯度驯化形成耐盐颗粒后,探究外源添加Fe3O4促进系统应对高盐废水C/N波动冲击的可行性及机制;分离筛选出多株不同种属耐盐功能菌,按比例进行复配,形成低温下仍具较高脱氮效能的复合菌剂,投加至耐盐颗粒污泥系统,并探究了其对实际海产品加工废水生物强化处理效能提升的可行性与机理;研究结果能够为解决好氧颗粒污泥在实际含盐废水处理应用中的瓶颈问题提供理论指导与技术支撑。（1）铁基修饰AT菌丝球构建好氧颗粒污泥性能及形成机理研究针对原生菌丝球内部菌丝缠绕相对疏松、生物絮凝性能较低的问题,本文采用不同Fe3O4纳米材料对塔宾曲霉（Aspergillus tubingensis,AT）菌丝球进行修饰,发现经Fe3O4@Si O2-QC纳米粒子修饰后的AT菌丝球内部结构变得更加致密,表面疏水性和表观粘度较未修饰前分别增加了45.41%和42.38%,生物絮凝性能提高。针对目前好氧颗粒污泥形成条件苛刻和耗时久的问题,本文构建了利用铁基修饰的菌丝球与絮状活性污泥共培养的简化培育方法,在优化条件下初步聚集在AT菌丝球上的活性污泥生物量可达1.54 g/g,初步形成的以AT为骨架（AT-based）的好氧颗粒污泥（AT-AGS）的比耗氧率（SOUR）可达58.03 mg O2/g VSS·h。初始AT-AGS经筛分后独自继续培养至第9天,便可形成具有较高生物活性（64.45 mg O2/g VSS·h的SOUR）和较优沉降性能（58.22 m/h的沉积速率）的成熟好氧颗粒污泥。结合污泥表面性质、XDLVO数学理论模型及群体感应信号分子调控等分析,揭示了颗粒污泥形成机理:表面带正电的AT菌丝通过静电吸附作用及三维网状骨架结构促使了絮状活性污泥的初始聚集,菌丝球和初步聚集的污泥微生物互作下,增加的c-di-GMP群体感应信号分子刺激分泌更多的疏水性及粘性胞外聚合物（EPS）,促进了后期絮状活性污泥在菌丝表面聚集,聚集在菌丝表面的污泥微生物生长繁殖,进一步增加颗粒生物量,形成成熟的AT-AGS。在高进水负荷条件下,AT-AGS对总氮和总磷的去除率分别比接种絮状活性污泥的高出12.24%和16.29%。高通量测序表明,AT-AGS的负责碳氮磷去除的功能物种的丰富度及多样性均高于接种的絮状活性污泥。（2）AT-AGS的尺寸效应研究针对不同尺寸的传统AGS在污染物去除性能及结构稳定性方面存在较大差异的问题,本文通过研究颗粒内部孔隙、细胞EPS组成与空间分布及颗粒表面特性等,分析了颗粒内部微环境对功能菌定植及丰度的影响。研究结果发现:随着粒径的增大,AT-AGS的总孔体积先减小后增大,而平均孔径则是先增大后减小;EPS分泌整体随着粒径的增加呈先增大后减小的趋势,但小尺寸颗粒（0.5-1.5 mm）GS的胞外蛋白含量最大（67.53 mg/g VSS）,而中等尺寸颗粒（1.5-3.0 mm）GM的胞外多糖含量最大（65.02mg/g VSS）,导致了微生物表面特性的差异,以此形成了不同尺寸颗粒不同的微环境。原位荧光杂交分析技术表明,AT-AGS的内部微环境差异调控着功能物种的空间分布。GS和GM降解有机物菌属的相对丰度比大尺寸颗粒（3.0-5.0 mm）GL约高出11%。GM硝化菌属和反硝化菌属的相对丰度比GS和GL高出1.09%～11.54%。生物酶活性方面的分析结果表明GM的脱氢酶、氨单加氧酶、亚硝酸盐氧化还原酶、硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的活性高出GS和GL 1.32～3.09倍。实时定量PCR结果显示,GM的amo B、hao、nxr A、nxr B、nar G和nir S等功能基因的表达水平是GS和GL的1.31～37.55倍。（3）耐盐AT-AGS的形成及抗逆特性研究针对高盐胁迫因子严重抑制功能菌生长代谢、破坏菌种间稳定的相互作用的问题,本文采用盐梯度驯化方法培育耐盐功能菌,发现AT-AGS在6.25、12.5、25、37.5和50 g NaCl/L盐度条件下达到性能稳定状态的耗时比絮状活性污泥分别少4、5、8、7和8天,表现出更高的耐盐驯化效率。形成的耐盐AT-AGS在50 g NaCl/L盐度条件下的COD和氨氮去除率比耐盐絮状活性污泥分别高出11.83%和7.18%。耐盐的AT-AGS显示出更强的生物量截留能力（7.92 g/L的MLVSS）和更高的代谢活性（48.06 mg TF/g VSS·h的脱氢酶活性）。耐盐AT-AGS总胞外多糖含量（80.7 mg/g VSS）接近于耐盐絮状活性污泥（46.3 mg/g VSS）的2倍,在维持系统稳定中起着关键作用。高通量测序分析表明,耐盐驯化后AT-AGS保持了较高的微生物丰富度和多样性,耐盐的Marinobacterium（相对丰度为32.04%）演替为最主要的菌属。针对含盐废水同时存在水质C/N波动的问题,本文提出了利用铁元素协同抵抗双重胁迫的应对策略。通过向耐盐AT-AGS系统外源添加1.5 g/L Fe3O4,发现污泥响应高盐废水C/N波动冲击后达到性能稳定的耗时大幅缩短,各阶段COD、氨氮和总氮去除率较对照组高出2.27%～8.55%。Fe3O4的添加提高了系统在应对C/N波动时的功能菌截留能力,维持了污泥较高的絮凝活性,保障了系统较高的稳定性。此外,Fe3O4提高了污泥在C/N波动条件下的电子传递系统活性,促进了细胞维持较高的生物酶活性。（4）耐盐AT-AGS耦合复合菌剂生物强化的性能研究针对实验室培养的耐盐多菌体系很难高效处理成分复杂且多变的实际含盐废水的问题,本文通过从海产品加工企业周围土壤分离筛选出2株耐盐氨氮利用菌、2株耐盐亚硝氮利用菌和3株耐盐硝氮利用菌,并依据环境因子耐受性试验结果,按比例复配,制备形成在低温（15℃）条件下具有较高综合脱氮性能的复合菌剂。将5%（w/w）复合菌剂分批次（在第1天和第10天分别投加2.5%）投加至耐盐AT-AGS系统,用于强化处理实际海产品加工废水,发现稳定状态下生物强化组的氨氮和总氮去除率较对照组分别高出12.13%和17.20%,氨单加氧酶、亚硝酸盐氧化还原酶、硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的活性也比对照组分别高出60.00%、66.39%、61.97%和95.24%。（5）菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的普适性及性能研究最后考察了黑曲霉、烟曲霉、黄孢原毛平革菌和白色链霉菌等具有不同代表性的菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的可行性,发现4种菌丝球在优化条件下初步聚集的污泥生物量可分别达1.24、1.73、1.75和1.89 g/g,形成的初始颗粒的SOUR可分别达36.52、54.11、45.36和56.95mg O2/g VSS。筛分后继续培养都可以形成性能稳定的成熟的好氧颗粒污泥,呈现出较好的沉降性能、较高的生物酶活性和较强的污染物去除性能,表明利用菌丝球辅助絮状活性污泥造粒具有普适性。
刘乐成[2]（2021）在《氧化还原活性生物炭与希瓦氏菌的异团聚、运移及污染物还原行为研究》文中研究说明生物炭是生物质在缺氧或厌氧条件下热解形成的一种含碳物质,被广泛用于大气碳汇减排、提高土壤肥力及土壤污染修复等领域。生物炭含有丰富的含氧活性基团,不仅可能影响功能微生物对各类污染物的还原过程,也可能参与铁矿物的生物还原并形成碳/铁复合物。另一方面,作为微生物修复技术的核心,功能微生物在土壤含水层中的运移、截留与分布情况直接影响修复效果,近年来引起广泛关注。目前,利用生物炭介导促进微生物直接还原污染物的研究非常有限,生物炭如何通过参与异化铁还原过程间接影响污染物的还原转化还未可知,微生物细胞与生物炭的结合方式及两者在水动力条件下穿过多孔介质的运移行为也鲜有报道。基于此,本研究以自制生物炭和典型电活性细菌奥奈达希瓦氏菌MR-1（Shewanella oneidensis MR-1）为研究对象,考察了生物炭对MR-1还原硝基苯的影响,探究了生物炭参与MR-1异化铁还原后形成的碳/铁复合物去除水中Cr（Ⅵ）的能力,解析了生物炭胶体颗粒与MR-1细胞的异团聚行为、水动力条件下两者在饱和多孔介质中的共运移行为以及MR-1细胞在含生物炭等不溶性电子受体的氧化还原活性介质中的运移行为。主要研究成果如下:首先考察了生物炭对MR-1还原硝基苯的影响。结果表明,生物炭含有导电的碳骨架结构及醌基等含氧基团,具有氧化还原活性。在溶液中,生物炭与MR-1细胞紧密接触,介导MR-1的胞外电子传递,促进硝基苯的生物还原。分别由小麦和棉花秸秆制备的生物炭对MR-1还原硝基苯的促进作用相近,而随着热解温度的提高（300-800 ℃）,生物炭的导电性逐渐增强,促进效果更明显。此外,促进效果随生物炭浓度的提高而增强,但当生物炭浓度达到0.67 g/L时促进作用有所下降。铁矿物广泛存在于天然环境中,在生物地球化学循环过程中发挥重要的作用。本研究发现生物炭能介导促进MR-1异化还原水铁矿和针铁矿,提高Fe（Ⅱ）的产量,并与次生矿物形成具有还原性的碳/铁复合物。该复合物通过吸附-还原机制高效去除水中Cr（Ⅵ）,最终以Fe-Cr共沉淀形式固定Cr。复合物对Cr（Ⅵ）的去除效果随pH（5.5-8.0）的升高而降低,随温度（15-30℃）的升高而升高,基本不受离子强度（0-100mMNa+）影响。生物炭和MR-1细胞的直接接触有利于两者之间的电子传递。本研究考察了生物炭胶体颗粒和MR-1细胞的异团聚行为,发现随着电解质浓度（1-100 mMNa+和0.1-5 mM Ca2+）的提高,细胞和生物炭间的静电排斥作用减弱,两者团聚速率加快。更为重要的是,提高电子供体乳酸钠浓度后异团聚速率加快,而当胞外电子传递关键基因缺失时异团聚速率降低。趋能运动实验结果进一步表明,MR-1细胞能够借助胞外电子传递和鞭毛进行趋能运动,促进两者异团聚。微生物和胶体颗粒的运移是两者在天然土壤中的重要环境行为,对生物修复的有效进行具有重要影响。本研究选择饱和石英砂介质,采用砂柱实验考察了生物炭胶体颗粒和MR-1细胞在水动力条件下的共运移行为,发现两者的共运移主要受到异团聚的抑制,表现出熟化的运移机制。未向体系中添加电子供体时,共运移行为主要受DLVO作用和疏水作用影响。外加电子供体乳酸钠后,MR-1通过胞外电子传递不仅能够还原生物炭进而提高其疏水性,也能诱发细胞的趋能运动,促进两者异团聚进而发生物理阻塞,使二者的运移能力显着下降。环境中的生物炭除了以胶体颗粒形式进行迁移外,还会留存在土壤介质中,使介质表面表现出氧化还原活性。本研究考察了 MR-1细胞在含生物炭等不溶性电子受体的氧化还原活性介质中的运移行为,发现提高电子受体负载量、添加电子传递介体物质以及提高电子供体浓度等均能够显着降低细胞的运移能力,而胞外电子传递和鞭毛运动能力的缺失使MR-1的运移能力提高了 40%以上。运移模型反演结果进一步表明,MR-1能通过胞外电子传递向介质中的生物炭等不溶性电子受体传递电子,并利用鞭毛进行趋能运动,使细胞沿非水流方向扩散,促进细胞在介质表面的附着和沉积。无可溶介体物质时细胞运移行为主要受热力学控制,细胞运移能力主要取决于介质表面还原电位;存在可溶介体物质时细胞运移行为主要受动力学控制,细胞运移能力主要取决于介质接受电子速率。本论文研究表明,氧化还原活性生物炭不仅能够介导微生物胞外电子传递促进污染生物修复,还能够诱发细胞的趋能运动,与细胞发生异团聚,抑制细胞在多孔介质中的运移行为。该研究成果深化了对微生物与氧化还原活性碳材料的环境行为的认识,对氧化还原活性生物炭在污染场地生物修复中的应用具有一定的参考价值。
艾贤军[3]（2020）在《耐盐石油降解菌的筛选、鉴定及其在土壤修复中的应用》文中研究指明石油污染土壤的形势严峻,给生态环境和人类健康带来了巨大威胁。生物修复技术以其环境友好、低价高效等特性在各类修复技术中的地位不断提升。然而,在实际修复场地中常存在高盐碱环境,极大程度的限制了常规微生物对污染物的净化能力。本文首先分析、探究了土壤石油烃提取、分析方法,然后从实际石油污染盐碱场地中提取了耐盐菌群,并进行接种、培养和高盐高油胁迫条件的驯化,研究了驯化过程中耐盐菌群的生理特性,探讨了优势耐盐菌株在水环境以及土壤环境中的石油烃降解特性,分析了长效耐盐石油降解菌剂推广应用的修复助剂、缓释药剂、载体材料、菌剂制备等关键问题,最后设计了一套智能化、模块化、撬装化的石油污染盐碱场地生物修复装备。土壤石油烃提取、分析实验表明:在土壤初始油浓度为10000mg/kg条件下,采用5种不同萃取手段,土壤石油烃萃取率依次为振荡过滤国标法（106.45%）>索氏提取国标法（90.73%）>滴滤萃取法（76.3%）>振荡离心萃取法（74.7%）>振荡过滤萃取法（68.3%）,其原因在于萃取液与污染土壤的接触时间不同所致。5种萃取手段中,振荡过滤国标法具有最高萃取准确度,而振荡过滤萃取法所用时间最短,在有修正系数矫正比例的前提下,可以用于要求快速处理大量样品的情况。耐盐菌筛选、驯化实验表明:常年受石油污染的盐碱场地中存在能够耐受盐碱环境的高效石油烃降解土着菌,通过人为筛选驯化,可以继续提高其盐碱耐受性及降解能力。通过测定耐盐菌驯化培养液的pH发现,pH值由7.6（初期）降低至5.9（末期）,说明菌株在适应环境、降解石油烃的过程中会使培养液由中性转变为弱酸性,原因在于耐盐菌分解石油烃过程中产生碳酸类物质。培养液的电导率在55～115 ms/cm范围内波动,是因为适应不了环境的菌株裂解死亡后,内部电解质大量渗入培养液,导致培养液电导率发生变化。培养液油滴粒径及形态变化表明,耐盐菌群生长发育阶段会产生大量表面活性剂类代谢产物,使石油烃粒径减小的同时部分乳化。耐盐菌修复石油烃污染水体实验表明:在前期筛选的耐盐菌群中共提取出6株耐盐菌,其中1号菌株（称为优势耐盐菌株）在极限盐度条件下降解高浓度石油烃的能力最佳,其最适生存环境条件分别为pH值为9、油浓度为5000 mg/L、温度为30℃,同时在pH值7～9、油浓度0.5%～5%、温度20～40℃范围内具有较高生存活性。该菌株在含盐量15%～36%、含油量0.5%～5%、pH值7～9、温度20～40℃、不同盐组分实验中降解效率最高的实验组分别为:含盐量20%（82.6%）、含油量10000 mg/L（79.47%）、pH为8（76.9%）、30℃（64.93%）、CaCl2（90.3%）。经检测该菌株能产生脂肽类生物表面活性剂、淀粉水解酶和过氧化氢酶等物质,这类物质在促进石油烃乳化的同时能够促进菌株降解。耐盐菌修复石油烃污染土壤实验表明:在土壤含油量10000mg/kg条件下,1、5、6号及三株混合菌中,经25d降解1号菌株处理效果最好（65%）,土壤中剩余含油量3856.5 mg/kg。土壤盐含量0～50%（质量比）实验组,25%含盐量降解率最高（91.1%）,剩余油浓度887 mg/kg,与国标GB3660—2018规定的第一类建设用地石油烃类筛选值（826 mg/kg）较为接近,低于第二类建设用地筛选值（4500 mg/kg）。该菌株在不同土质中对污染物的去除率依次为砂土（66.1%）>壤土（61.4%）>黏土（35.2%）。1000～150000 mg/kg土壤油浓度实验中,50000 mg/kg实验组降解率最高（69.9%）,剩余油浓度15040mg/kg,未达标原因在于土壤本身油浓度过高。20～100%含水率实验中,40%实验组去除率最高（64.9%）,剩余油浓度3509mg/kg;10～50℃环境温度实验中,40℃实验组去除率最高（66.58%）,剩余油浓度3342mg/kg,均满足第二类建设用地筛选值（4500mg/kg）。通过GC-MS检测得知,经1号菌株降解后,多种石油烃类物质丰度显着降低,其中三（2-氯乙基）亚磷酸酯、均三甲苯等物质几乎彻底清除,而2,4-二叔丁基酚、N-丁基苯磺酰胺等物质仍有较多残留;其中2,3-二甲基萘含量不降反增,可能存在某种生化反应将大分子物质分解所致。经16s RNA基因鉴定得知,1号菌株属盐单胞菌属的titanicae菌,同时结合其可在36%盐度环境中有效降解石油烃类,因此推测其为重度嗜盐石油降解菌。此外,分析了高盐碱环境中耐盐菌修复实际场地所需的修复助剂、缓释药剂、载体材料等的性能要求与发展方向,初步设计了耐盐菌剂量产化方案。同时,从思路方案、工艺设计、结构设计、投资运行成本等方面,设计了一套石油污染场地耐盐菌修复中试设备,该系统较好解决了有机污染场地生物修复实践中存在的装备化程度低、菌剂成本高等问题,同时适用于原位、异位两类修复工程。
滕泽栋[4]（2020）在《解磷菌协同铁基材料对铅污染土壤的修复作用及机制研究》文中提出铅是一种生物蓄积性强、毒性持久的重金属,严重威胁人类健康和生态环境安全。解磷微生物可通过溶解难溶性磷与铅形成沉淀、分泌代谢产物与铅发生络合、改变铅形态等过程钝化铅。然而,单一的微生物修复技术存在微生物活性差、修复效率低等局限性。研究表明,微生物联合铁基材料是一种高效且生态环保的修复措施。因此,本研究以污染程度较为严重的重金属铅为研究对象,将解磷菌与铁基材料相结合用于铅污染土壤的修复,并系统解析了其钝化机制。主要研究结果如下:首先从重金属污染土壤中分离出解磷微生物,研究了不同解磷微生物的解磷能力及其对重金属的耐受程度,筛选了9株具有高铅抗性的解磷微生物,鉴定结果为4株非脱羧勒克菌、1株恶臭假单胞杆菌、3株黑曲霉和1株粒状青霉,其中铅对非脱羧勒克菌株L1-5（Leclercia adecarboxylata L1-5）的最小抑制浓度为8 mmol/L,且该菌株具有稳定的解磷能力,因此将其作为后续研究的主要菌株。此外,解磷细菌分泌的有机酸以乙酸为主,而解磷真菌以分泌葡萄糖酸为主,且分泌量远远高于解磷细菌。为了进一步明确解磷菌对铅胁迫的响应规律及对铅的钝化机制,从解磷能力、有机酸和磷酸酶分泌能力、胞外聚合物含量变化等方面探究了铅胁迫对解磷菌生长代谢的影响,并且探究了非脱羧勒克菌株L1-5的三层胞外聚合物对铅的钝化机理。结果表明铅胁迫会抑制非脱羧勒克菌的生长,导致体系可溶性磷含量降低,同时菌株分泌有机酸的种类和含量受到极大影响,柠檬酸和丁二酸的分泌量降低,酸性磷酸酶活性增强。铅胁迫下,各层胞外聚合物的分泌量也出现了不同程度增多或减少;菌体与铅溶液反应后,90%以上的铅离子主要分布在溶解性胞外聚合物中,而对于分离胞外聚合物后的菌体而言,其对Pb2+的钝化量仅占到5%;胞外沉淀、络合作用、静电吸附是解磷菌及胞外聚合物钝化铅离子的主要机制。针对解磷菌修复铅污染过程中活性受限问题,开展了以聚乙烯醇和海藻酸钠为包覆材料,以生物炭载零价铁为强化材料的固定化解磷菌小球的制备研究,并对影响材料性能的各种因素进行了条件优化,探讨了固定化解磷菌小球对土壤铅的钝化机制。制备的固定化解磷菌小球在铅胁迫下依然具有较好的解磷能力,当固定化解磷菌小球投加量为5%,初始铅离子浓度为1 mmol/L、初始p H为5、反应温度为30°C时,对铅离子的钝化率可达93%,并且其表面官能团羧基、羟基、酰氨基为吸附铅离子提供了位点,铅离子被转化为Pb5（PO4）3OH和Pb5（PO4）3Cl两种稳定的化合物。此外,固定化解磷菌小球模拟土壤修复实验表明菌群竞争作用使得假单胞菌属（Pseudomonas）、鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）和海洋菌属（Pontibacter）等成为优势菌群,土壤残渣态铅含量增加了64.85%,弱酸态铅含量也有少量增加,主要是因为土壤中可供释放的磷源不足所致。最后针对固定化解磷菌小球修复土壤铅污染时,土壤磷源不足的问题,开展了铁基含磷纳米材料的制备及性能优化研究,构建了解磷菌协同铁基含磷纳米材料修复体系,并进行了模拟土壤铅污染修复实验,探究了该体系对土壤铅形态转化的影响规律,并揭示了钝化机理。本研究所制备的铁基含磷纳米材料nZVI@C/P1呈核壳结构,其主要成分为nZVI、C、Fe4（P2O7）3和Fe3（PO4）2,该材料在酸性条件（p H=3～5）和较高的温度下（37°C）与解磷菌联合使用,均对Pb2+具有较高的钝化效率,最高可达100%。模拟土壤修复实验表明接种的非脱羧勒克菌株L1-5成为了优势种群,土壤残渣态铅从2%增加到了33%,并且可通过强化铁基含磷纳米材料中磷素释放,促进Pb10（PO4）6（OH）2、Ca2Pb8（PO4）6（OH）2和Pb5（PO4）3Cl的形成。毒性浸出实验中,解磷菌协同nZVI@C/P1修复后的土壤,浸出铅比空白降低了16.62%。由实验结果综合可知,该协同体系实现了高效钝化铅的目的,为土壤铅污染的修复提供了全新的途径。
程诚[5]（2020）在《高效Cd纯化细菌Pseudomonas taiwanensis WRS8阻控小麦吸收Cd的效应与机制研究》文中研究说明近年来,随着工业化进程的加速,我国农田土壤镉（Cd）污染日益严重。小麦是我国第二大粮食作物,Cd在小麦体内积累,不仅影响小麦产量、品质,还能通过食物链危害人类健康。由微生物介导的植物固定修复技术因其环境友好且成本低廉是目前适用于中轻度重金属污染农田修复的重要技术。重金属钝化植物促生细菌能够促进作物生长、降低土壤Cd生物有效性和作物对Cd的吸收富集,但是细菌阻控作物吸收Cd的效应和机制研究比较薄弱。本研究通过筛选高效Cd钝化植物促生细菌并对其阻控小麦吸收Cd的作用与机制进行系统研究,研究结果不仅可以丰富植物-微生物联合修复原理,而且可以为阐明Cd钝化细菌阻控小麦吸收Cd的机制提供实验依据,同时可以为Cd污染农田钝化修复和小麦安全生产提供有效技术途径。本研究从Cd污染农田小麦根际土分离筛选到一株高效Cd钝化细菌WRS8菌株。菌株WRS8对多种重金属离子具有显着的吸附作用,在1/5 LB液体培养基中Cd2+、Pb2+、Cu2+浓度分别为10 mgL-1时,菌株对Cd2+、Pb2+、Cu2+的去除率分别为88%、92%、73%。该菌株具有产IAA（435 mg L-1）、ACC脱氨酶、精氨酸脱羧酶和溶磷等促生特性。16S rDNA序列分析表明,菌株WRS8属于台氏假单胞菌（Pseudomonas taiwanensis）。以实验室保存的高效Cd钝化细菌Serratia liquefaciens CL-1为参比菌株,比较菌株WRS8和CL-1在溶液条件下对Cd的吸附特性与机制。在Cd浓度为10 mg L-1的条件下,与不接菌对照相比,接种菌株WRS8和CL-1使溶液中Cd2+浓度分别下降了76-86%和16-30%;菌株WRS8细胞表面吸附和胞内积累的Cd分别比菌株CL-1增加了 1.5-2.4倍和1.7-8.0倍,且Cd诱导菌株WRS8产生絮凝物,絮凝物中吸附的Cd含量为3.7-8.2 mgg-1。菌株WRS8固定Cd能力显着高于菌株CL-1,菌株WRS8通过细胞表面吸附、胞内累积和絮凝物吸附减少溶液中Cd的浓度;扫描电镜-能谱、红外光谱和XPS分析表明,菌株WRS8和CL-1细胞表面吸附Cd2+的官能团主要是羟基、羧基和磷酸基团,而且菌株WRS8细胞壁表面羟基和羰基与Cd2+发生化学反应的强度和结合数量均高于菌株CL-1。以栖霞Cd污染农田土为供试土壤,通过静置培养试验比较研究了菌株WRS8和CL-1钝化土壤Cd的作用与机制。培养15-30 d,未灭菌和灭菌土壤中菌株WRS8和CL-1的活菌数分别为84-132×104 CFU g-1土和44-84 ×104 CFU g-1 土,与不接菌对照相比,接种菌株WRS8和CL-1使未灭菌土壤可交换态Cd含量分别下降了 10-23%和7-10%,接菌WRS8处理使碳酸盐结合态和铁锰氧化态Cd含量分别提高了 12-19%和23-50%,接菌CL-1使碳酸盐结合态和铁锰氧化态Cd含量分别提高了 10-18%和12-13%。结果表明,菌株WRS8在Cd污染土壤定殖和钝化Cd的能力显着高于菌株CL-1。与不接菌对照相比,接种菌株WRS8显着提高了 土壤pH和小颗粒（<0.5 mm）团聚体比例（12-25%）,增强了土壤对Cd的吸附能力,降低了土壤DTPA提取态Cd含量;接种菌株WRS8能显着提高土壤脲酶活性（29-40%）和ureC基因拷贝数（79-105%）,从而提高土壤pH和CO32-离子含量,增加碳酸盐矿物固定Cd2+的能力。水培条件下（Cd处理浓度为0,0.5 mg L-1）,比较研究了菌株WRS8和CL-1阻控Cd低积累小麦（宁麦9和扬麦13）吸收Cd的作用与机制。结果表明,与不接菌对照相比,接种菌株WRS8和CL-1的小麦幼苗生物量分别增加了 15-37%和4-20%、小麦地上部Cd含量分别降低了 81-94%和65-81%和小麦根Cd含量分别降低了 78-84%和60-73%;与菌株CL-1相比,菌株WRS8能够更好地促进小麦生长和降低小麦对Cd的吸收。Cd胁迫条件下,菌株WRS8和CL-1可以定殖在小麦根表（106-107 CFU g-1）和根内（104-105 CFU g-1）,接菌株WRS8和CL-1处理小麦根表吸附的Cd分别比对照提高了 99-207%和25-67%,小麦根中编码Cd转运蛋白基因LCT1的表达下调了48-49%和32-38%,HMA2的表达下调了 26-27%和13-14%,而与Fe和其它金属离子运输蛋白相关的基因IRT的表达上调了 7.4-11%和17-18%,NRAMP1的表达上调了42-70%和27-36%。菌株WRS8在小麦根表具有较强的定殖能力和降低与Cd转运有关的基因表达的能力,从而阻控小麦对溶液中镉的吸收。研究了菌株、生物炭以及菌株和生物炭复合处理对小麦生长和吸收土壤镉的影响及其机制。与不接菌对照相比,菌株WRS8、菌株WRS8与生物炭复合处理显着提高了小麦籽粒生物量（27-44%）,接种菌株WRS8使宁麦9籽粒Cd含量降至0.05 mg kg-1,低于国家食品安全标准（GB2762-2017）。与不接菌对照相比,接种菌株WRS8显着提高了根际土 pH和土壤小颗粒团聚体比例（13-21%）,降低根际土有效态Cd含量（24-34%）,阻控了小麦对Cd的吸收。采用MiSeq高通量测序与传统培养方法,比较研究了接种菌株WRS8和CL-1对小麦不同生育期根圈微生物组（包括非根际、根际土及根内）区系调控作用。结果表明,该生境中优势菌群为 Proteobacteria（71.91%）、Actinobacteria（11.97%）和Bacteroidetes（3.91%）。小麦整个生育期从非根际土到根际土再到根内,细菌群落区系变化规律为Proteobacteria相对丰度越来越高;PCoA分析表明,根内细菌群落结构与非根际、根际土差异显着。接种菌株WRS8和CL-1显着降低了根际土和根内细菌种群α-多样性;接菌处理对根内细菌群落的调控最为显着,其次为根际土,且菌株在拔节期和抽穗期对细菌群落的调控较成熟期更显着。RDA分析表明,土壤DTPA提取态Cd含量与根圈微生物组群落结构变异显着相关。相关性分析表明,根际土壤中Sphingomonas和Phenylobacterium相对丰度与根际土有效态Cd含量呈显着负相关（r=-0.772—-0.648,p<0.05）,Massilia、Bacillus和Nocardioides相对丰度与根际土有效态Cd含量呈显着正相关（r=0.645—0.742,P<0.05）;另外Pseudomonas和Ramlibacter相对丰度分别与小麦根内Cd含量呈显着负相关（r=-0.740,P<0.05）和正相关（r=0.650,P<0.05）。小麦根内 Caulobacter、Galbitalea、Polaromonas、Rhizobacter、Sphingomonas和Umezawaea相对丰度与根部Cd含量呈显着正相关（r=0.584—0.803,P<0.05）;Polaromonas和Rhizobacter 相对丰度与地上部 Cd 含量呈显着正相关（r=0.603—0.735,P<0.05）。菌株WRS8和CL-1可能分别通过调控根际土Sphingomonas和Bacillus相对丰度钝化土壤Cd,菌株WRS8可能通过提高Pseudomonas相对丰度和降低Ramlibacter相对丰度减少根部对Cd的吸收。另外,接种菌株WRS8显着提高了小麦根际土和根内可培养产生物膜和脲酶的细菌比例,这些菌群在钝化小麦根际土壤Cd并阻控小麦吸收Cd中具有重要的作用。
张雨婷[6]（2020）在《生物质炭对电镀废水中六价铬的去除及机理研究》文中指出铬（Cr）是一种常见的污染物,主要来源于电镀、采矿、木材防腐和皮革制革行业。Cr主要以六价铬（Cr（Ⅵ））和三价铬（Cr（III））两种形态存在于环境中。其中,Cr（Ⅵ）易溶解、易迁移、毒性高,若其处置不当被排放到环境中,严重威胁人类健康和生态环境。因此有必要寻求一种廉价、高效的处理方法及技术。生物质炭因比表面积大、孔结构发达和表面官能团丰富等优良特性,在去除Cr（Ⅵ）方面展示出巨大的潜力,已经有多种生物质炭被证实可以有效地去除水溶液中的Cr（Ⅵ）,但是大多数研究只是简单评价了生物质炭的性能,很少有研究表明生物质炭主要是通过静电吸引,还原和螯合作用对Cr（Ⅵ）进行去除的,特别是生物质炭官能团的重要作用及反应后,Cr在生物质炭上的存在形态和微空间分布情况也仍不明确。了解生物质炭去除Cr（Ⅵ）的深层机制是评价生物质炭用于处理Cr（Ⅵ）污染废水的可行性关键。因此,需要结合动力学和多种表征手段对其进行深入的探究。此外,未改性的生物质炭很容易受到原料、生产方法和生产环境的影响,对于高浓度Cr（Ⅵ）的选择性吸附及还原去除能力和速率是有限的,通常对Cr（Ⅵ）的去除能力在10 mg/g以下,这限制了其在工业废水和应急风险控制中的实际应用,因此应开发一些改性方法对生物质炭进行修饰,例如增加比表面积、孔隙度、官能团、或活性位点来增强生物质炭对Cr（Ⅵ）的去除能力和去速率。近年来,在生物质炭上负载Fe和N成为了对其性能优化的研究热点。纳米零价铁（nZVI）,比表面积大、活性高、对Cr（Ⅵ）的去除能力强,但是nZVI易团聚,这就大大降低了其反应活性,此外,传统合成nZVI的硼氢化物还原法也存在一定的弊端。因此,开发其他成本低、环境友好的合成nZVI的方法对生物质炭改性,提高nZVI的分散性及生物质炭去除Cr（Ⅵ）的性能具有重要的价值。除负载Fe的方法外,在生物质炭上掺杂N,引入含氮官能团也是一种有效的改善生物质炭对Cr（Ⅵ）去除性能的方法。本论文采用三种未改性的生物质炭,即橡树生物质炭,松针生物质炭和苹果木生物质炭对Cr（Ⅵ）进行了去除研究,考察了生物质炭的去除性能并利用同步辐射等多种表征手段阐明了深层的Cr（Ⅵ）去除机理。与此同时,本文还开发了两种新型的方法对上述去除Cr（Ⅵ）效果最优的橡树生物质炭进行改性,提升生物质炭对Cr（Ⅵ）的去除性能和效率。一种方法是使用环境友好型的茶多酚代替传统的硼氢化钠合成了一种新型nZVI改性橡树生物质炭（TP-nZVI-OB）;另一种方法是选用廉价易得的天然赤铁矿作为铁的源物质,生物质炭作为还原剂和nZVI的载体,利用碳热还原法结合NH3处理法对橡树生物质炭进行改性,制备出零价铁/氮共改性橡树生物质炭（Fe/N-OB）。考察了两种改性生物质炭对Cr（Ⅵ）的去除性能,不同影响因素对Cr（Ⅵ）去除的影响,利用多种表征手段对去除机理进行探究,并验证了两种材料处理实际含Cr（Ⅵ）电镀废水的优异性能。本论文对实际含Cr（Ⅵ）废水的处理提供了理论依据,得出以下研究成果:（1）与假一级动力学模型、内部颗粒扩散模型、修正的Freundlich模型和Elovich模型相比,假二级动力学模型对Cr（Ⅵ）的去除拟合效果最好。溶液的pH对Cr（Ⅵ）的去除有显着的影响,当pH为2.0时,Cr（Ⅵ）的去除效果最好,去除率达到99.9%。Cr（Ⅵ）的初始浓度也是影响其去除效率的另一个重要因素,当Cr（Ⅵ）的初始浓度在1-50 mg/L范围内时,Cr（Ⅵ）几乎被完全去除。反应后,橡树生物质炭上的Cr主要以Cr（III）为主,且主要分布在生物质炭的边缘,这是由于含氧官能团分布不均匀,主要分布于生物质炭表面。Cr（Ⅵ）与生物质炭之间的静电吸引,Cr（Ⅵ）的还原,Cr（III）与阳离子之间的离子交换及与C=O官能团之间的螯合作用是橡树生物质炭去除Cr（Ⅵ）的主要机理。（2）松针生物质炭对Cr（Ⅵ）的去除也展现了优异的性能。松针生物质炭去除Cr（Ⅵ）的表现最符合假二级动力学模型,相关系数R2达0.998。Cr（Ⅵ）在水溶液中的存在形态及松针生物质炭的表面电性影响Cr（Ⅵ）的去除。当pH为2.0时,松针生物质炭对Cr（Ⅵ）去除效果最好,83.9%的Cr（Ⅵ）从水溶液中被去除。Cr（Ⅵ）的初始浓度对Cr（Ⅵ）的去除也有显着的影响。当初始浓度在0-25 mg/L范围内时,99.9%的Cr（Ⅵ）被去除。反应达到平衡后,Cr主要以Cr（III）的形式结合在了松针生物质炭的边缘上,边缘的官能团对Cr（Ⅵ）的去除起到了重要的作用。松针生物质炭去除Cr（Ⅵ）的过程包括Cr（Ⅵ）与生物质炭的静电吸引,Cr（Ⅵ）的还原,Cr（III）与C=O官能团之间的螯合。（3）苹果木生物质炭是一种有效去除水溶液中Cr（Ⅵ）的介质。假二级动力学模型最符合苹果木生物质炭去除Cr（Ⅵ）的数据,相关系数R2为0.998。在pH为2.0时,Cr（Ⅵ）的去除率最高,达到99.9%。溶液初始Cr（Ⅵ）的浓度对Cr（Ⅵ）的去除也存在着一定的影响,当初始浓度在0-50 mg/L范围内时,超过99.9%的Cr（Ⅵ）被去除。反应后,Cr不均匀地分布在苹果木生物质炭上,主要分布在颗粒的表面,大多数的Cr以Cr（III）的形式存在。静电吸引,Cr（Ⅵ）的还原,Cr（III）与C=O官能团之间的螯合是Cr（Ⅵ）去除的主要机理。（4）TP-nZVI-OB是一种潜在的处理Cr（Ⅵ）污染水溶液的优良复合材料。Fe/C质量比为2:1的条件下制备的TP-nZVI-OB具有最优的去除Cr（Ⅵ）的性能。假二级动力学模型最符合TP-nZVI-OB（2:1）去除Cr（Ⅵ）的过程。当pH为2.0时,Cr（Ⅵ）的去除效果最好,达到99.9%。初始Cr（V）的浓度对其去除有显着的影响,当初始Cr（V）的浓度较低（0-50 mg/L）时,Cr（Ⅵ）的去除率保持在99.9%不变。Cr（Ⅵ）与TP-nZVI-OB（2:1）之间的反应涉及吸附、还原、共沉淀等多个过程。TP-nZVI-OB对实际电镀废水中Cr（Ⅵ）的去除也有很好的效果,去除率为99.9%。溶液中的共存重金属（Zn,Cu和Pb）及共存阴离子(SO42-,Cl-和NO3-)对Cr（Ⅵ）的去除干扰也很弱,且在一定程度上也可以被TP-nZVI-OB去除。该方法合成的TP-nZVI-OB在处理Cr（Ⅵ）污染实际废水的应用上具有一定的有效性和可行性。（5）采用简单的碳热法结合后续的NH3处理法实现了Fe、N共掺杂,Fe/N-OB能够快速有效地去除水溶液中的Cr（Ⅵ）。在1000°C下制备的Fe/N-OB含有的nZVI比例最高,在10 min能去除99.9%的Cr（Ⅵ）。pH=2.0时,Cr（Ⅵ）的去除效果最佳。Fe/N-OB1000的投加量和初始Cr（Ⅵ）的浓度对Cr（Ⅵ）的去除也存在一定的影响。负载的Fe和N对Cr（Ⅵ）的去除起到了重要的作用,包括Cr（Ⅵ）的吸附,Cr（Ⅵ）的还原和Cr（III）的螯合作用。Fe/N-OB也能实现对实际电镀废水中Cr（Ⅵ）的快速和有效去除,共存重金属（Zn,Cu和Pb）及共存阴离子(SO42-,Cl-和NO3-)的存在对Cr（Ⅵ）的去除干扰不明显,Fe/N-OB对共存重金属和阴离子还具有一定的去除作用。该改性方法合成的Fe/N-OB是一种成本低,有效可行的去除污染水体中Cr（Ⅵ）的材料。
赵延洋[7]（2020）在《微生物诱导钙镁离子沉积矿化机制的实验研究》文中研究说明微生物通过微生物矿化作用改变其生存微环境并导致各种矿物的产生,其中微生物产生的Ca-Mg型碳酸盐矿物占据了地质历史时期碳酸盐岩总量的70%以上,形成优良的油气储层和有价值的固体矿产资源。表生环境中微生物类型复杂多样,其中蓝细菌、耐盐菌、兼性厌氧菌和硫酸盐还原菌等微生物广泛参与了钙镁离子的沉淀和矿化过程。但是由于生存系统的复杂性,目前对微生物诱导钙镁离子沉积矿化过程中微环境改变的机制、矿化产物的特征和成核位点、矿物中有机组分来源及作用、细胞内矿化现象等问题方面存在不同观点。因此本研究以蓝细菌（集胞藻PCC6803）、硫酸盐还原菌（醋酸钙不动杆菌SRB4）和嗜盐菌（地衣芽孢杆菌SRB2）和兼性厌氧菌（克雷伯氏菌LH1和路德维希肠杆菌SYB1）为诱导菌株,在不同Mg/Ca（Ca2+=0.01 M）摩尔比下利用微生物的光合自养作用和化能异养作用在淡水、咸水、有氧、厌氧等环境中进行微生物矿化的实验研究。在微生物矿化实验中,发现碳酸酐酶（CA）在矿化培养基pH值和矿物饱和度升高过程中发挥重要作用。集胞藻PCC6803不会产生氨气,仅通过CA的催化作用也能产生大量碳酸盐矿物。细菌（SRB2,LH1,SYB1）能够产生氨气,经水合作用会导致pH值上升,但同时基于化学反应的计算结果表明细菌通过产氨气作用产生的OH-量只能使pH值上升至8.3左右,达不到培养基最终的实测pH值9.2左右。碱性CA可以催化二氧化碳的水合作用,进一步生成碳酸根和碳酸氢根。为了验证CA在pH值增加中的作用,利用碳酸钠和碳酸氢钠混合溶液模拟培养基中的实时碳酸根、碳酸氢根离子浓度,发现模拟溶液的pH值能高达9.5左右,表明CA在培养基碱性环境的形成中发挥了更大的作用。同时CA产生的大量碳酸盐和重碳酸盐提升了矿物的饱和指数,导致矿物快速成核和沉淀。相对于产氨气作用的“早发生”、“早结束”特点,CA活性的产生相对较晚,但是作用时间能持续到微生物生长的衰退期。微生物诱导产生的碳酸盐和磷酸盐矿物显着受Mg/Ca影响并具有生物矿物的独特特征,比如含有丰富的形貌、晶体的择优取向以及具有更高的热力学稳定性等。集胞藻PCC6803诱导产生矿物为方解石（Mg/Ca=0）和低镁方解石（Mg/Ca=0.2,0.4和0.6）,矿物中镁元素含量与Mg/Ca成正比,而颗粒尺寸随Mg/Ca 比升高而减小,形态也随之显着变化;蓝细菌集胞藻的存在可以促进镁离子进入方解石晶体结构中,为自然界中灰岩发生白云石化的机理提供一定理论参考。硫酸盐还原菌SRB4在Mg/Ca 比为9条件下将镁离子矿化产生鸟粪石（NH4MgPO4·6H2O）矿物,其鸟粪石晶体不同于物理化学成因的鸟粪石,晶胞体积增大,单晶出现纤维状晶须,磷镁元素比率为1.65:1（正常比值为1.46:1）,显示出较高含量的磷元素。嗜盐菌SRB2在类似于海水盐度的环境下,诱导产生矿物为方解石、球霰石、单水方解石和三水菱镁矿;球形和哑铃形方解石的晶格结构存在晶面位错,三水菱镁矿的（002）晶面发生择优取向。LH1矿化产物为方解石、单水方解石、杜平石和三水菱镁矿。SYB1矿化产物为方解石、单水方解石、杜平石和三水菱镁矿;所得单水方解石（222）晶面发生择优取向,且它的活化能171.60kJ·mol-1,相比物理化学成因的单水方解石（166.33 kJ·mol-1）更高,分解温度也更高,因而具有更高的热稳定性。从上述结果可知,这4株菌可诱导镁离子参与生物矿化,生成产物分别为磷酸盐矿物鸟粪石和碳酸盐矿物三水菱镁矿（有的还掺杂少量的杜平石）。微生物矿物中含有大量的有机物,这些有机物含有的官能团包括C=O,O-H,S-H,N-H和P-O等,这些有机物经分析检测出与胞外聚合物（EPS）相同的17种氨基酸,暗示着EPS可能为各种生物矿物的成核位点,有机官能团能通过负电性吸引钙镁离子在EPS上聚集并成核生长形成矿物。基于分子动力学模拟发现17种氨基酸分子在单水方解石不同晶面上的吸附能力存在差异,各类氨基酸都倾向于吸附在[111]晶面族,导致晶面法向生长速率的改变和择优取向现象发生。天冬氨酸和谷氨酸在（222）晶面上吸附能最低（-192.3654和-186.4257 kcal·mol-1）,与晶面结合最稳定,因此在微生物单水方解石中含量最高。对菌体和菌体超薄切片进行细胞表面和细胞内部的矿化情况的分析发现菌体EPS表面存在大量弱结晶和结晶很好的鸟粪石和单水方解石等矿物颗粒,同时存在大量钙镁离子,结合微生物菌体表面能够形成矿化外壳的现象,进一步确认了细胞外EPS为矿物的成核位点。对于胞内矿化的研究,发现微生物响应细胞外环境产生的球形颗粒状内含物可能是微生物抗逆作用的产物,均为不具备晶格的无定型结构,含有钙镁元素。通过本研究总结的微生物作用下诱导钙镁矿物的组合特征及其矿化机制,期望能为地质历史时期和现代自然环境中微生物诱导生物矿化的过程、各种生物矿物的成核位点及促进矿物成核生长的微观机制提供依据。
王瑞[8]（2020）在《改性粉煤灰-微生物联合去除地下水六价铬实验研究》文中认为地下水长期以往是人类赖以生存的生产和生活水源,随着当今社会经济的高速发展,地下水环境安全问题日益成为人类关注的重点,地下水污染修复成为了当今社会急需解决的问题。其中,最具代表性的是地下水的重金属污染,例如,铬污染地下水是一种难以直接处理的废水,具有降解速度慢、危害严重、易造成二次污染等缺点。当前地下水污染修复技术中应用广泛的是原位修复技术,渗透性反应墙又称PRB（渗透性反应屏障）是其中的一种,地下水中污染物的去除效率很大程度上取决于墙内介质,墙内介质的选择及回收处理是当前学术界研究的热点问题。本论文以粉煤灰、壳聚糖和乙酸为原料制备改性材料,通过正交实验优化原材料配比,通过批量吸附实验讨论探究改性材料吸附量的影响因素。通过表征分析（扫描电镜、激光粒径分析）、成分分析（电子能谱、X射线衍射）探究粉煤灰改性前后特征及污染物去除率。数据分析借助吸附模型和扩散模型拟合以揭示改性材料吸附机理。修复实验分两大部分进行:一级修复实验采用PRB修复,实验制备的改性材料充当墙内介质,考虑不同因素对六价铬去除率的影响;二级修复实验针对介质中六价铬的修复,从大庆油田含铬土壤样品中分离菌株,筛选高六价铬还原性菌株,完成对介质中六价铬回收处理避免二次污染。具体研究内容和结果如下:（1）以壳聚糖,粉煤灰和乙酸为原料交联制备改性材料。通过三个因素和三个水平的L9（33）正交实验获得了最佳的原料比例。实验结果表明,298k,pH=5条件下,当H2SO4的浓度为2mol/L时,壳聚糖:乙酸:酸性粉煤灰=2g:3%:15g时,改性材料吸附量为0.48mg/kg达到最大值。最佳配比命名为CWF-2c15。（2）扫描电镜和激光粒度分析测试结果表明,改性后的粉煤灰表面均匀分布着壳聚糖颗粒,形成壳聚糖涂层,粉煤灰比表面积增大,吸附孔数量增多,吸附效果良好。电子能谱和X射线衍射分析表明,粉煤灰改性前后的基本材料组成没有变化,而粉煤灰与壳聚糖的交联本质上是硅基体与多糖结构之间的物理化学作用形成的链,壳聚糖通过键合作用与粉煤灰表面结合。（3）实验数据拟合结果表明,吸附符合Freundlich等温模型,即CWF-2c15对六价铬的吸附过程属于物理吸附,并伴有微量化学反应。六价铬的扩散主要为膜扩散,扩散方式符合拟二阶动力学模型。吸附反应的自由能的绝对值ΔG与温度无关,ΔH<0,ΔG<0,吸附过程中自热,ΔS>0,吸附过程是不可逆的熵增加反应。（4）填料的浸出毒性小于安全值。在一级修复实验中建立了 PRB实验模型,以设计六价铬去除率实验。考虑污水浓度、温度、pH值、溶液流速和介质用量五大因素。实验结果表明,六价铬的浓度为20mg/L、温度为20-25℃、pH值为5-6、溶液流速约为1.5～2 m/h,填料吸附效果最佳。六价铬去除率高于80%,同时,随着CWF-2c15用量的增加,六价铬去除率显着提高。（5）在二级修复实验中采用微生物修复技术,主要针对反应后介质的回收处理。实验从大庆油田含铬土壤中分离出高六价铬还原菌株,命名为Pseudomonas balearica DQ-2。使用该菌株对六价铬进行间歇实验,六价铬真实还原率可达93.7%,反应介质中六价铬去除率为89.71%（接近90%）。该研究对地下水中六价铬的修复具有重要的参考意义,交联改性方法提高了单粉煤灰的去除能力。反应系统的末端增加了一个二级微生物修复阶段,该阶段可对六价铬还原处理达到真正的六价铬去除,去除PRB介质中六价铬的同时,完成对介质的回收利用。
丁翰林[9]（2019）在《真菌黑曲霉（Aspergillus niger）对U（Ⅵ）的吸附富集与机理研究》文中认为黑曲霉（A.niger）作为工业高产酶系菌株,在发酵行业被广泛研究,由于其对外界胁迫具有较强耐受特性,能够在放射性核素及伴生重金属污染的生物修复过程中表现出一定优势。本研究选取模式菌株A.niger为研究对象,针对尾矿周边污染物中存在的放射性污染六价铀U（Ⅵ）为胁迫介质,通过对U（Ⅵ）胁迫培养下A.niger的生理生化指标受影响的程度的研究,全面分析在U（Ⅵ）胁迫过程中A.niger细胞损伤效应及其耐受程度和潜在的应对胁迫的细胞内部抗胁迫响应机制。此外,通过对活性及非活性A.niger菌球对U（Ⅵ）的吸附富集过程进行微观分析,进而详细的探索微生物与放射性核素结合的潜在吸附富集特性及微观吸附机理。在此研究结果的基础上,对A.niger生物质材料进行改性研究,进一步验证其潜在的放射性污染废水的生物净化和实际应用潜力。研究结果如下:（1）耐受真菌A.niger在实验设定的不同初始U（Ⅵ）浓度暴露胁迫下发现其在100-125 mg/L时,菌球的生长、袍子的萌发才开始出现较为明显的抑制,说明A.niger对核素U（Ⅵ）表现出一定的抗性。通过对初始U（Ⅵ）浓度、介质温度、pH及投料量进行吸附富集实验的研究结果表明,当环境介质温度维持在30℃、pH=5、0.04g投料量时能够维持A.niger的最佳吸附状态,达到39.38 mg/g。通过长期暴露在U（Ⅵ）胁迫环境中的实验结果表明,A.niger细胞逐渐通过生长代谢和协同细胞内部的潜在解毒抗性机制,能够降低表面富集和向内部转移的U（Ⅵ）所造成的毒性影响。在额外添加草酸的研究中发现,草酸可以络合重金属离子形成草酸盐络合物并降低金属离子的毒性,通过对比两种培养基培养三天内Aniger细胞内外富集情况的研究结果发现,额外添加草酸的总富集量和细胞外富集量较对照组相比呈现增加趋势,而转移至细胞内的U（Ⅵ）出现降低趋势,说明外源草酸可以促进A.niger对U（Ⅵ）的富集,同时又能降低环境介质中U（Ⅵ）的活度与转移性,达到降低U（Ⅵ）毒性胁迫的作用。通过对液体发酵胁迫培养情况下A.niger细胞内降解酶酶活的检测发现,长期暴露在存在U（Ⅵ）胁迫的发酵体系中的A.niger维素降解酶系受影响程度表现为:在实验设定的最高浓度（125 mg/L）下,羧甲基纤维素酶活（CMCA）较对照组下降18.86%,滤纸酶活（FPA）下降28.32%。而受应激反应造成A.niger细胞内木质素降解酶系的影响较为明显,LiP和MnP酶活较对照组相比分别下降25.57%和42.06%。由此也反映出细胞内部的损伤程度较为明显。（2）通过对A.niger长期暴露在U（Ⅵ）胁迫情况下细胞内氧化损伤效应及其内部抗氧化机制受影响程度进行研究分析。结果表明A.niger细胞长期暴露在U（Ⅵ）胁迫介质中,其细胞内部由于核素毒性的积累,产生应激反应造成氧自由基物质（O2·-、·HO、H2O2）的显着增加,最终通过细胞内较高浓度的MDA含量反应其质膜的氧化损伤程度。结合抗氧化系统中主要的SOD和CAT酶活活性的进一步研究发现,随着介质中U（Ⅵ）浓度的上升,两种抗氧化酶活性也随之显着增加,而在受胁迫的第三天后开始出现损伤程度的缓解,说明A.niger通过细胞代谢调节和抗氧化机制开始产生对U（Ⅵ）的抗性,这一结果也与其细胞内部GSH-Px的含量增加相吻合,GSH-Px开始逐渐缓解核素U（Ⅵ）对细胞产生的氧化损伤。暴露在U（Ⅵ）胁迫下A.niger细胞损伤主要原因是U（Ⅵ）的过量积累影响菌体生长代谢,诱导其产生氧自由基并引起毒性产生,通过对R（SOD/CAT）与细胞内H2O2含量的相关性分析发现,A.niger细胞内部的应激反应触发SOD酶活活性的增加,同时,自由基的清除过程造成过量的CAT酶消耗,破坏了生长初期的CAT酶活供给平衡,最终导致细胞内H2O2的积累,引起质膜的氧化损伤。（3）通过对活性及非活性A.niger菌球吸附剂对U（Ⅵ）的吸附富集实验进行对比研究。实验结果表明,非活性A.niger菌球吸附剂由于失去活性,不再受到影响吸附因素如温度、pH、高浓度U（Ⅵ）毒性影响,表现出较活性菌球的相比更高效的去除能力。在最佳的吸附环境下（30℃、pH=5）,非活性菌球的吸附能力为83.40 mg/g,远高于活性菌球50.65 mg/g。通过对吸附模型的研究实验发现,两种菌球的U（Ⅵ）吸附过程能够很好的采用Langmuir等温模型和伪二阶动力学模型进行拟合分析,并且结合热力学模型能够将两种菌球对核素U（Ⅵ）的吸附特性总结为三个过程:溶液中游离的U（Ⅵ）首先与菌球表面大量的羟基、氨基、羧基等吸附位点进行单层覆盖点对点的快速吸附;通过消耗能量的生物传质过程将U（Ⅵ）扩散至紧密缠绕的菌丝球内部直至所有吸附位点被完全占据。此外,结合现代的分析手段（SEM、EDX、FT-IR、XPS）对核素U（Ⅵ）吸附机理进行深入研究分析。结果发现A.niger菌丝体表面富含大量的活性羟基、氨基、羧基官能团,能够与羟基化的核素发生络合,从而固定吸附介质中的目标污染物达到吸附富集的效果。
文豪[10]（2019）在《小球藻浮珠浮选采收技术及相界面间物理化学作用机理研究》文中进行了进一步梳理随着人民生活水平的不断提高,人们对可再生能源、绿色食品与药品等工业及日用产品的消耗及品质要求也越来越高。但是,生产这些产品的原材料（如传统化石能源、农作物）受到资源的限制而供应量日趋紧张。微藻生物基材料作为一种潜在的原材料,因其生产成本低,培养条件要求不高,而得到广泛的关注。然而,采收困难成为了制约微藻产业发展的主要瓶颈,传统的浮选采收技术普遍存在采收成本高、能耗过高的问题。因此,开发一种新型的微藻采收技术,对促进微藻产业的发展具有十分重要的意义。本文提出并发展了一组新型的微藻无泡浮选采收技术,以小球藻为研究对象,借助响应面优化法系统考察了新技术中各种因素对于小球藻采收率的影响,并结合表面能测试与界面相互作用的XDLVO理论（extended Derjaguin-Laudau-Verwey-Overbeek）对浮珠与小球藻之间的相界面物理化学作用机理进行了详细探讨。主要研究内容及取得的主要成果如下:1)以空心硅硼酸钠微珠作为载体代替传统气浮法的气泡,发展了一种新型的无泡浮选采收技术----浮珠浮选技术,通过对比硅硼酸钠、粉煤灰、空心玻璃珠、乳胶颗粒四种材料的浮珠,发现硅硼酸钠的疏水性更强,浮珠采收率最高,且高于不添加浮选剂条件下气浮法的采收率。当硅硼酸钠浮珠浓度为1g/L时采收率最高,为63.24%。其余三种材质采收率较差,采收率在1025%不等。通过XDLVO理论计算,发现微藻浮珠之间三种相互作用能的作用形式、范围及大小因浮珠种类不同而不同;其中硅硼酸钠与小球藻之间的总相互作用能在16.6nm处存在第二能穴,是其采收率优于其余材料的主要原因。2)运用响应面分析法对浮珠浮选技术进行了参数优化,探明搅拌速率、浮珠浓度和浮珠粒径是影响浮珠浮选小球藻采收率的三个显着因素。在实验条件下得出了基于空心硅硼酸钠浮珠的无泡浮选技术的最优采收条件:搅拌速率133rpm,浮珠粒径56μm,浮珠浓度0.546g/L,预测最优采收率为83.7%,实验验证值为85.4±3.2%,模型与实验结果吻合良好。3)为了进一步改进浮珠浮选技术的采收效率,又提出了微藻预絮凝耦合浮珠浮选的新技术。采收实验表明,在使用FeCl3和壳聚糖作为预絮凝剂时,小球藻的最大采收率分别提高到88.52%和92.04%。通过吸附实验,明确了这两种预絮凝剂在小球藻表面上的吸附行为分别为静电吸附和补丁吸附。通过微藻表面特性检测发现,FeCl3通过改变微藻表面电性,降低微藻间静电斥力使其絮凝,形成絮体后,浮珠以镶嵌的方式与小球藻絮体结合。而壳聚糖则是通过补丁吸附方式吸附在小球藻表面,同时,壳聚糖预絮凝处理后的浮珠表面也贴附了大量的壳聚糖聚集体,可以在微藻与浮珠表面之间形成架桥作用,促进了“小球藻-浮珠”结合体的形成。4)基于化学沉淀法包覆技术,在硅硼酸钠浮珠表面包裹聚二甲基二烯丙基氯化铵（PDDA）和辣木籽提取物,开发了两种新型浮珠（SLPMs和辣木浮珠）,在浮珠浓度为0.7g/L,SLPMs在pH值为9时,采收率最高,可达到98.43%;辣木浮珠在pH值为7时,采收率最高,可达到89.13%,pH值对于辣木浮珠采收率的影响要比SLPMs大。通过Zeta电位、FTIR等表征实验,揭示新型浮珠材料提高小球藻采收率的作用机理为:（1）PDDA包裹在硅硼酸钠表面,导致浮珠最外层带正电,与小球藻间静电斥力变为引力;在强静电引力作用下,SLPMs周围形成一圈微藻“外套”,通过压缩双电层作用,实现高效采收;（2）辣木提取液包覆改变了浮珠表面疏水性,与小球藻之间亲水斥力由变为疏水引力,同时,辣木籽中含有导致微藻絮凝的活性物质,在采收过程中会释放到藻液中,导致微藻絮凝,以絮体的形式附着在浮珠表面,提高了小球藻的采收率。上述研究成果可以为开发高效、低耗与环境友好的微藻采收新技术,实现微藻生物制造产业化提供理论依据与技术支撑。
二、优化细胞表面组分与结构以提高P.putida 5-x细胞的重金属吸附能力（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、优化细胞表面组分与结构以提高P.putida 5-x细胞的重金属吸附能力（论文提纲范文）
（1）铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含盐废水生物处理概述 |
| 1.1.1 含盐废水来源及特征 |
| 1.1.2 含盐废水生物处理现状 |
| 1.2 好氧颗粒污泥概述 |
| 1.2.1 好氧颗粒污泥的发展与特性 |
| 1.2.2 好氧颗粒污泥形成机理 |
| 1.2.3 影响好氧颗粒污泥形成的因素 |
| 1.2.4 好氧颗粒污泥在废水处理中的应用 |
| 1.3 菌丝球概述 |
| 1.3.1 菌丝球形成及特性 |
| 1.3.2 菌丝球的应用现状 |
| 1.4 铁对废水生物处理系统的影响 |
| 1.4.1 铁对功能物种生物活性的影响 |
| 1.4.2 铁元素对污泥结构的影响 |
| 1.5 生物强化在废水处理中的应用 |
| 1.6 本课题研究目的及内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 第二章 铁基修饰AT菌丝球构建好氧颗粒污泥及性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 Fe_3O_4 NPs修饰AT菌丝球及其性能 |
| 2.3.2 AT菌丝球辅助絮状活性污泥聚集 |
| 2.3.3 初始AT-AGS形成机理 |
| 2.3.4 AT-AGS成熟过程及机理 |
| 2.3.5 AT-AGS的污染物去除效能 |
| 2.3.6 AT-AGS的微生物群落演变和主要功能物种 |
| 2.3.7 AT-AGS的尺寸效应 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 耐盐AT-AGS的形成及抗逆机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 絮状活性污泥和AT-AGS在高盐胁迫下的COD去除性能 |
| 3.3.2 絮状活性污泥和AT-AGS在高盐胁迫下的氮去除性能 |
| 3.3.3 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的理化性质和生物活性变化 |
| 3.3.4 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的EPS变化 |
| 3.3.5 絮状活性污泥和AT-AGS响应高盐胁迫的微生物群落结构 |
| 3.3.6 耐盐絮状活性污泥和耐盐AT-AGS的重金属吸附性能 |
| 3.3.7 Fe_3O_4强化耐盐AT-AGS处理C/N波动的高盐废水 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 耐盐AT-AGS耦合复合菌剂生物强化的性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 耐盐氨氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.2 耐盐亚硝氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.3 耐盐硝氮利用菌的分离筛选与环境因子耐受性 |
| 4.3.4 复合菌剂的制备及脱氮性能 |
| 4.3.5 复合菌剂强化处理海产品加工废水的投加策略选择 |
| 4.3.6 不同复合菌剂投机策略对污泥性能的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 菌丝球辅助絮状活性污泥造粒的普适性及性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 丝状菌辅助活性污泥絮凝造粒的接种策略评估 |
| 5.3.2 预制菌丝球的性能优化 |
| 5.3.3 菌丝球辅助活性污泥絮凝初始造粒 |
| 5.3.4 菌丝球-颗粒污泥的成熟过程 |
| 5.3.5 成熟菌丝球-颗粒污泥的污染物去除性能 |
| 5.3.6 菌丝球-颗粒污泥的关键酶活性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者及导师简介 |
| 附件 |
（2）氧化还原活性生物炭与希瓦氏菌的异团聚、运移及污染物还原行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要缩写表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 生物炭及其环境应用 |
| 1.1.1 生物炭的制备和理化性质 |
| 1.1.2 生物炭在污染物氧化还原转化中的应用 |
| 1.1.3 生物炭的环境行为 |
| 1.2 微生物的胞外电子传递及趋向运动 |
| 1.2.1 希瓦氏菌的胞外电子传递机制 |
| 1.2.2 希瓦氏菌的多样性电子受体 |
| 1.2.3 希瓦氏菌向电子受体的趋向运动 |
| 1.3 微生物在环境介质中的运移行为 |
| 1.3.1 微生物胶体与多孔介质 |
| 1.3.2 胶体运移行为的理论与机制 |
| 1.3.3 细菌运移行为的影响因素 |
| 1.4 立题依据和研究内容 |
| 1.4.1 立题依据 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 生物炭介导希瓦氏菌还原硝基苯 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 生物炭和黑炭的制备 |
| 2.2.3 材料表征 |
| 2.2.4 硝基苯的生物还原 |
| 2.2.5 分析与计算 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 生物炭的理化性质 |
| 2.3.2 不同种类生物炭促进生物还原硝基苯 |
| 2.3.3 生物炭促进生物还原不同浓度硝基苯 |
| 2.3.4 不同投加量的生物炭促进生物还原硝基苯 |
| 2.3.5 生物炭与共存可溶介体促进生物还原硝基苯 |
| 2.3.6 希瓦氏菌细胞与生物炭颗粒的聚集 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 生物炭介导异化铁还原去除水中Cr(Ⅵ) |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 异化铁还原 |
| 3.2.3 水中Cr(Ⅵ)的去除 |
| 3.2.4 材料表征 |
| 3.2.5 分析与计算 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 生物炭促进异化铁还原形成IMBC |
| 3.3.2 IMBC对水中Cr(Ⅵ)的去除动力学 |
| 3.3.3 不同环境条件下IMBC去除水中Cr(Ⅵ) |
| 3.3.4 产物的组分和形成机制 |
| 3.3.5 IMBC表面Fe(Ⅱ)还原Cr(Ⅵ)的反应活性 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 希瓦氏菌和生物炭胶体的异团聚行为 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 团聚实验 |
| 4.2.3 细菌趋能运动实验 |
| 4.2.4 细胞和生物炭胶体表征 |
| 4.2.5 分析与计算 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 希瓦氏菌细胞和生物炭胶体颗粒的理化性质 |
| 4.3.2 不同离子强度下生物炭和希瓦氏菌的异团聚 |
| 4.3.3 不同氧化还原状态生物炭与希瓦氏菌的异团聚 |
| 4.3.4 胞外电子传递关键功能基因缺失株和生物炭的异团聚 |
| 4.3.5 希瓦氏菌向生物炭的趋能运动促进两者的异团聚 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 希瓦氏菌与生物炭胶体在饱和多孔介质中的共运移行为 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 砂柱运移实验 |
| 5.2.3 生物炭还原程度测定 |
| 5.2.4 分析与计算 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 不同离子强度下生物炭和希瓦氏菌各自的运移行为 |
| 5.3.2 不同离子强度下生物炭和希瓦氏菌的共运移行为 |
| 5.3.3 胞外电子传递关键功能基因缺失株和生物炭的共运移行为 |
| 5.3.4 不同氧化还原状态生物炭和希瓦氏菌的共运移行为 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 希瓦氏菌在含生物炭等不溶性电子受体多孔介质中的运移行为 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 砂柱运移实验 |
| 6.2.3 细菌附着和脱附实验 |
| 6.2.4 氧化还原活性介质表征 |
| 6.2.5 分析与计算 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 希瓦氏菌野生株细胞在氧化还原活性介质中的运移行为 |
| 6.3.2 希瓦氏菌在介质表面的附着和脱附 |
| 6.3.3 趋能运动关键功能基因缺失株的运移行为 |
| 6.3.4 介质氧化还原活性对希瓦氏菌运移行为的主导作用 |
| 6.4 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 |
| 作者简介 |
| 攻读博士学位期间科研项目及科研成果 |
| 致谢 |
（3）耐盐石油降解菌的筛选、鉴定及其在土壤修复中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.2 石油烃污染土壤修复技术 |
| 1.3 石油烃污染土壤生物修复技术 |
| 1.4 胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.1 低温胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.2 重金属胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.3 重质原油胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.4 高温胁迫条件下石油烃污染土壤生物修复 |
| 1.4.5 盐碱胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.5 盐碱胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复及其面临的挑战 |
| 1.5.1 嗜盐碱微生物的适盐碱机制 |
| 1.5.2 嗜盐碱微生物的石油烃降解机理 |
| 1.5.3 嗜盐碱微生物对不同组分石油烃的降解特性 |
| 1.5.4 盐碱胁迫条件下生物强化/生物刺激修复石油烃污染土壤 |
| 1.5.5 石油烃污染土壤生物修复技术存在的挑战 |
| 1.6 主要研究内容 |
| 第二章 石油烃分析方法及土壤国标分析方法的改进研究 |
| 2.1 国内外石油烃的分析方法与标准 |
| 2.1.1 重量法 |
| 2.1.2 紫外分光光度法 |
| 2.1.3 荧光分光光度法 |
| 2.1.4 红外光度法 |
| 2.1.5 气相色谱法 |
| 2.2 土壤石油烃国标红外分光光度法的局限性及萃取简易替代方案 |
| 2.2.1 国标红外分光光度法的局限性及萃取简易替代方案 |
| 2.2.2 红外分析国标方法萃取手段的简易替代方案与实验条件 |
| 2.3 土壤石油烃红外分析国标方法萃取简易替代方案的实验结果与分析 |
| 2.3.1 不同土壤质量对CJ/T221-2005索氏提取法萃取效果的影响 |
| 2.3.2 简易替代方案与两种红外国标方法的萃取结果对比 |
| 2.3.3 简易替代方案的萃取比例及与两种红外国标方法的符合率 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 高盐高油胁迫条件下耐盐石油降解菌的筛选驯化及其生理特性 |
| 3.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验设计与测定方法 |
| 3.2.1 实验设计 |
| 3.2.2 盐碱地石油污染土壤理化指标的测定方法 |
| 3.2.3 耐盐菌驯化培养液理化指标的测定方法 |
| 3.3 结果分析与讨论 |
| 3.3.1 盐碱地石油污染土壤的基础理化性质 |
| 3.3.2 耐盐菌驯化培养液菌株含量变化规律分析 |
| 3.3.3 耐盐菌驯化培养液pH值变化规律分析 |
| 3.3.4 耐盐菌驯化培养液氧化还原电位变化规律分析 |
| 3.3.5 耐盐菌驯化培养液细胞通透性及菌液总固体含量变化规律分析 |
| 3.3.6 典型阶段培养基形态及油滴粒径变化规律分析 |
| 3.3.7 耐盐菌驯化培养液乳化特性变化规律分析 |
| 3.3.8 典型阶段耐盐菌驯化培养液呼吸特性规律分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 水体环境下耐盐菌降解石油烃的应用效果与产物分析 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 实验设计与分析方法 |
| 4.2.1 优势耐盐菌株筛选实验设计 |
| 4.2.2 优势耐盐菌株极限盐度适应性驯化实验设计 |
| 4.2.3 优势耐盐菌株呼吸特性实验设计 |
| 4.2.4 优势耐盐菌株生存环境优化实验设计 |
| 4.2.5 优势耐盐菌株降解实验设计 |
| 4.2.6 优势耐盐菌株代谢产物的分析方法 |
| 4.2.7 优势耐盐菌株生物酶的分析方法 |
| 4.2.8 优势耐盐菌株表面活性剂测定 |
| 4.2.9 优势耐盐菌株降解产物GC-MS分析实验设计 |
| 4.2.10 优势耐盐菌株鉴定方法 |
| 4.3 结果分析与讨论 |
| 4.3.1 耐盐菌在饱和盐浓度条件下的适应情况 |
| 4.3.2 优势耐盐菌株的呼吸特性分析 |
| 4.3.3 优势耐盐菌株最适生存环境的优化选择 |
| 4.3.4 环境条件对于优势耐盐菌株降解效果的影响 |
| 4.3.5 优势耐盐菌株代谢产物—生物表面活性剂的分析 |
| 4.3.6 优势耐盐菌株降解产物GC-MS分析 |
| 4.3.7 优势耐盐菌株的鉴定结果分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 土壤环境下耐盐菌降解石油烃的应用效果与产物分析 |
| 5.1 实验材料与仪器 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.2 实验设计与测定方法 |
| 5.2.1 实验设计 |
| 5.2.2 实验测定方法 |
| 5.3 结果分析与讨论 |
| 5.3.1 耐盐菌株种类差别对降解效果的影响分析 |
| 5.3.2 时间对优势耐盐菌株降解效果的影响分析 |
| 5.3.3 含盐量对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.4 含油量对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.5 土壤质地对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.6 含水率对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.7 温度对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 长效耐盐石油降解菌剂推广应用的关键问题分析与初步方案 |
| 6.1 生物修复助剂在耐盐菌生物修复实践中的作用分析与比选 |
| 6.1.1 表面活性剂类助剂作用分析与比选 |
| 6.1.2 生物质类助剂作用分析与比选 |
| 6.2 缓释修复药剂在耐盐菌生物修复实践中的作用分析与比选 |
| 6.3 提高生物修复材料长效性和广谱性的载体材料分析与比选 |
| 6.4 固定化耐盐菌剂制备技术分析 |
| 6.5 耐盐菌剂量产化初步方案设计 |
| 6.5.1 背景及概况 |
| 6.5.2 市场预测 |
| 6.5.3 产品方案及建设规模 |
| 6.5.4 设备选型、材料及动力供应 |
| 6.5.5 投资及运行成本分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 石油污染场地耐盐菌修复中试设备设计 |
| 7.1 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的设计思想与工艺方案 |
| 7.1.1 设计思想 |
| 7.1.2 工艺方案 |
| 7.2 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的规模确定 |
| 7.3 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的工艺设计 |
| 7.3.1 混合搅拌罐的工艺设计 |
| 7.3.2 沉淀净水池的工艺设计 |
| 7.3.3 富集浓缩池的工艺设计 |
| 7.3.4 辅助设备的选型 |
| 7.4 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的结构设计 |
| 7.5 投资估算与运行成本核算 |
| 7.6 本章小结 |
| 第八章 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的学术论文及授权专利 |
| 作者及导师简介 |
（4）解磷菌协同铁基材料对铅污染土壤的修复作用及机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 土壤重金属污染概况及修复技术 |
| 1.2.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.2.2 土壤重金属形态分析 |
| 1.2.3 土壤铅污染修复技术概况 |
| 1.3 解磷微生物修复土壤重金属污染的研究进展 |
| 1.3.1 解磷微生物的种类及分布 |
| 1.3.2 解磷微生物的解磷机理 |
| 1.3.3 解磷微生物对土壤重金属污染的修复 |
| 1.4 微生物-铁基纳米材料及固定化技术修复土壤重金属污染的研究进展 |
| 1.4.1 微生物-铁基纳米材料联合修复土壤重金属污染 |
| 1.4.2 微生物固定化技术在土壤重金属污染修复中应用 |
| 1.5 研究目的及研究内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 研究区域概况 |
| 2.3 土壤样品采集与预处理 |
| 2.4 土壤重金属形态及理化性质分析 |
| 2.4.1 土壤重金属形态的分析 |
| 2.4.2 土壤理化性质测定 |
| 2.5 重金属抗性解磷微生物的筛选及其解磷机制 |
| 2.5.1 解磷微生物的分离及保存 |
| 2.5.2 解磷微生物的重金属最小抑制浓度分析 |
| 2.5.3 解磷微生物的鉴定 |
| 2.5.4 解磷微生物解磷能力分析 |
| 2.6 铅胁迫对解磷菌生长代谢的影响 |
| 2.7 解磷菌对铅的钝化能力 |
| 2.7.1 解磷菌对铅的吸附及富集作用 |
| 2.7.2 解磷菌胞外聚合物对铅的吸附及富集作用 |
| 2.8 固定化解磷菌-生物炭载零价铁小球的制备及其对土壤铅的钝化 |
| 2.8.1 生物炭负载零价铁的制备及表征 |
| 2.8.2 固定化解磷菌-生物炭载零价铁小球的制备及其对铅的钝化性能 |
| 2.8.3 固定化解磷菌小球对土壤铅的钝化性能研究 |
| 2.9 解磷菌-铁基含磷纳米材料对土壤铅的钝化性能 |
| 2.9.1 铁基含磷纳米材料的制备表征及优化 |
| 2.9.2 铁基含磷纳米材料对铅的钝化性能 |
| 2.9.3 不同因素对解磷菌-铁基含磷纳米材料钝化铅的影响 |
| 2.9.4 解磷菌-铁基含磷纳米材料修复土壤铅污染的模拟实验 |
| 2.10 数据处理 |
| 3 重金属抗性解磷微生物的筛选及性能表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 重金属抗性解磷微生物生境特征 |
| 3.2.1 土壤理化性质及重金属形态分布特征 |
| 3.2.2 土壤重金属有效性及其影响因素 |
| 3.3 高效解磷微生物的分离及形态特征 |
| 3.4 重金属抗性解磷微生物的筛选及对重金属的抗性 |
| 3.5 重金属抗性解磷微生物菌株的鉴定 |
| 3.6 重金属抗性解磷微生物的解磷能力及解磷机制研究 |
| 3.6.1 重金属抗性解磷微生物解磷能力 |
| 3.6.2 重金属抗性解磷微生物解磷机制探究 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 铅抗性解磷菌对铅的钝化能力及机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 铅胁迫对解磷菌生长及代谢的影响 |
| 4.2.1 铅胁迫对解磷菌生长的影响 |
| 4.2.2 铅胁迫对解磷菌有机酸分泌能力的影响 |
| 4.2.3 铅胁迫对解磷菌磷酸酶分泌能力的影响 |
| 4.2.4 铅胁迫对解磷菌胞外聚合物的影响 |
| 4.3 解磷菌及其代谢产物对铅的钝化能力 |
| 4.3.1 解磷菌及培养液对铅的钝化能力 |
| 4.3.2 解磷菌胞外聚合物对铅的钝化能力 |
| 4.4 解磷菌及代谢产物对铅的钝化机制探究 |
| 4.4.1 解磷菌菌体对铅的钝化机制 |
| 4.4.2 解磷菌胞外聚合物对铅的钝化机制 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 固定化解磷菌-生物炭载零价铁小球的制备及其对铅的钝化作用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 生物炭载零价铁的制备表征及性能初探 |
| 5.3 固定化解磷菌小球的制备 |
| 5.4 固定化解磷菌小球的解磷能力及其对铅的钝化性能 |
| 5.4.1 固定化解磷菌小球的解磷能力 |
| 5.4.2 固定化解磷菌小球对铅的钝化性能 |
| 5.4.3 固定化解磷菌小球对铅的钝化条件优化 |
| 5.4.4 固定化解磷菌小球对铅的钝化机理研究 |
| 5.5 固定化解磷菌小球对模拟污染土壤中铅形态的转化规律 |
| 5.5.1 固定化解磷菌小球对模拟修复土壤理化性质的影响 |
| 5.5.2 固定化解磷菌小球对模拟修复土壤中铅形态的转化 |
| 5.6 固定化解磷菌小球对模拟修复土壤微生物群落结构的影响 |
| 5.6.1 固定化解磷菌小球模拟修复土壤微生物群落组成差异分析 |
| 5.6.2 固定化解磷菌小球模拟修复土壤微生物群落与土壤理化性质和铅形态的关系 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化效果及机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 铁基含磷纳米材料的制备及表征 |
| 6.2.1 铁基含磷纳米材料的制备 |
| 6.2.2 铁基含磷纳米材料的表征 |
| 6.3 铁基含磷纳米材料对铅的钝化性能 |
| 6.4 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化 |
| 6.4.1 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化性能及影响因素 |
| 6.4.2 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化机制解析 |
| 6.5 解磷菌-铁基含磷纳米材料对模拟污染土壤中铅的钝化 |
| 6.5.1 解磷菌-铁基含磷纳米材料模拟修复土壤的铅形态转化规律 |
| 6.5.2 解磷菌-铁基含磷纳米材料模拟修复土壤微生物群落结构 |
| 6.5.3 模拟修复土壤微生物群落与土壤理化性质和铅形态关系 |
| 6.6 解磷菌-铁基含磷纳米材料处理铅污染土壤的毒性浸出研究 |
| 6.7 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 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 博士在读期间成果清单 |
| 攻读博士学位期间发表的主要论文 |
| 攻读博士学位期间申请的主要专利 |
| 致谢 |
（5）高效Cd纯化细菌Pseudomonas taiwanensis WRS8阻控小麦吸收Cd的效应与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号及缩略语说明 |
| 绪论 |
| 第一章 文献综述 |
| 第一节 农田Cd污染现状、危害及修复技术 |
| 1 农田Cd污染现状 |
| 2 土壤Cd污染的危害 |
| 2.1 Cd对植物的毒害 |
| 2.2 Cd对人体的危害 |
| 2.3 Cd对土壤微生物的影响 |
| 2.3.1 对土壤微生物生物量和种群多样性的影响 |
| 2.3.2 对土壤微生物群落结构的影响 |
| 2.3.3 对土壤微生物功能的影响 |
| 2.3.3.1 土壤酶活 |
| 2.3.3.2 生物过程 |
| 3 我国Cd污染农田土壤的安全利用技术 |
| 3.1 重度Cd污染农田土壤的修复 |
| 3.1.1 客土法、换土法、深耕土层 |
| 3.1.2 电动修复技术 |
| 3.1.3 化学淋洗 |
| 3.1.4 植物修复技术 |
| 3.2 中轻度Cd污染农田修复技术 |
| 3.2.1 原位钝化技术 |
| 3.2.2 农艺调控措施 |
| 3.2.3 微生物介导的植物固定技术 |
| 第二节 微生物强化植物固定Cd的作用机制 |
| 1 微生物在溶液条件下吸附Cd的机制 |
| 2 植物钝化土壤Cd的机制与主要作用蛋白 |
| 3 植物促生菌强化植物固定Cd的机制 |
| 3.1 PGPR的耐Cd机制 |
| 3.2 抗Cd PGPR降低根际Cd生物有效性 |
| 3.2.1 Cd的生物吸附和生物富集 |
| 3.3.2 Cd沉淀 |
| 3.3 抗Cd的PGPR减轻Cd对植物毒害的机制 |
| 3.3.1 溶磷 |
| 3.3.2 固氮 |
| 3.3.3 促进对矿质元素的吸收 |
| 3.3.4 Zn增溶 |
| 3.3.5 分泌有机酸 |
| 3.3.6 产铁载体 |
| 3.3.7 产ACC脱氨酶 |
| 3.3.8 产生长激素 |
| 第三节 立题依据 |
| 第二章 高效Cd钝化与植物促生菌的筛选与菌株生物学特性的研究 |
| 第一节 高效Cd钝化与植物促生菌的分离筛选 |
| 1 试验材料 |
| 1.1 分离Cd抗性细菌所用土壤与植物样品 |
| 1.2 小麦品种 |
| 1.3 所用培养基与试剂 |
| 2 试验方法 |
| 2.1 抗Cd细菌分离 |
| 2.2 菌株产精氨酸脱羧酶活性测定 |
| 2.3 菌株产生物膜能力的测定 |
| 2.4 菌株吸附重金属Cd的能力测定 |
| 2.5 菌株促生能力测定 |
| 2.5.1 菌株产吲哚乙酸(IAA)能力测定 |
| 2.5.2 菌株产铁载体能力测定 |
| 2.5.3 菌株溶磷能力检测 |
| 2.5.4 菌株产ACC脱氨酶能力测定 |
| 2.6 菌株对抗生素的抗性 |
| 2.7 菌株产脲酶活性检测 |
| 2.8 菌株重金属抗性测定 |
| 2.9 供试菌株对重金属吸附能力测定 |
| 2.10 供试菌株16S rRNA基因序列分析 |
| 2.10.1 供试菌株总DNA提取 |
| 2.10.2 供试菌株16S rRNA基因PCR扩增 |
| 2.10.3 供试菌株16S rRNA基因分析 |
| 2.11 供试菌株对小麦幼苗生长和吸收Cd的影响 |
| 2.11.1 水培试验设计 |
| 2.11.2 供试菌株菌悬液的制备 |
| 2.11.3 小麦幼苗生物量测定 |
| 2.11.4 小麦幼苗Cd含量测定 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 产精氨酸脱羧酶和生物膜Cd抗性细菌分离筛选 |
| 3.2 菌株对溶液Cd浓度的影响 |
| 3.3 高效功能菌株WRS8的鉴定 |
| 3.3.1 菌株形态 |
| 3.3.2 菌株16S rRNA基因序列分析 |
| 3.4 供试菌株的生物学特性 |
| 3.4.1 菌株重金属抗性 |
| 3.4.2 菌株对不同重金属吸附效果 |
| 3.4.3 菌株抗生素抗性 |
| 3.4.4 供试菌株促生特性 |
| 3.4.5 菌株对小麦幼苗生长与Cd吸收的影响 |
| 4 讨论 |
| 第二节 菌株WRS8和CL-1对Cd的吸附特性研究 |
| 1 试验材料 |
| 1.1 供试菌株 |
| 2 试验方法 |
| 2.1 静置培养下菌株对Cd吸附特征 |
| 2.1.1 种子液的制备 |
| 2.1.2 发酵液活菌数 |
| 2.1.3 发酵液Cd~(2+)浓度与pH值测定 |
| 2.1.4 发酵液NH_4~+浓度测定 |
| 2.1.5 菌株胞内、胞外吸附Cd含量测定 |
| 2.1.6 胞外絮凝物中胞外多糖与蛋白测定 |
| 2.1.7 菌株表面形态观察 |
| 2.1.8 菌株细胞壁官能团FITR分析 |
| 2.1.9 菌株细胞壁官能团XPS分析 |
| 2.2 菌株对Cd的解吸附特征 |
| 2.2.1 不同解吸附剂对菌株解吸附能力的影响 |
| 2.2.2 菌株与其他钝化剂吸附稳定性比较 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 接种菌株后发酵液Cd~(2+)浓度的动态变化 |
| 3.2 菌株不同细胞组分对Cd吸附量的动态变化 |
| 3.3 发酵液活菌数与pH值的动态变化 |
| 3.4 发酵液中NH_4~+浓度的动态变化 |
| 3.5 菌株WRS8絮凝物中胞外多糖与蛋白含量的动态变化 |
| 3.6 Cd对菌株形态及表面元素的影响 |
| 3.7 菌株吸附Cd前后细胞壁表面官能团FITR分析 |
| 3.8 吸附Cd前后菌株细胞壁官能团XPS分析 |
| 3.9 菌株解吸附特性 |
| 3.9.1 不同解吸附剂对菌株吸附稳定性的影响 |
| 3.9.2 两株菌与其他钝化剂吸附Cd的稳定性比较 |
| 4 讨论 |
| 第三章 菌株WRS8与CL-1对土壤Cd的钝化效应与机制研究 |
| 1 供试材料 |
| 1.1 供试菌株 |
| 1.2 供试土壤 |
| 2 试验方法 |
| 2.1 土壤pH值测定 |
| 2.2 土壤有机质测定 |
| 2.3 土壤脲酶活性测定 |
| 2.4 土壤粒级分布测定 |
| 2.5 Tessier 5步连续提取法提取土壤Cd |
| 2.6 菌株在土壤中的定殖 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 菌株对土壤Cd赋存形态的影响 |
| 3.2 菌株对土壤pH的影响 |
| 3.3 菌株在土壤的定殖 |
| 3.4 菌株对土壤粒径分布的影响 |
| 3.5 菌株对土壤脲酶活性的影响 |
| 4 讨论 |
| 第四章 菌株WRS8与CL-1阻控小麦Cd吸收效应与机制研究 |
| 第一节 水培条件下两株菌阻控小麦幼苗吸收Cd的效果与机制 |
| 1 试验材料 |
| 1.1 供试菌株 |
| 1.2 供试小麦 |
| 2 试验方法 |
| 2.1 供试菌株活化和接种菌悬液培养 |
| 2.2 水培试验所用小麦幼苗培养 |
| 2.3 小麦生物量测定 |
| 2.4 菌株定殖检测 |
| 2.4.1 定殖活菌计数 |
| 2.4.2 小麦根部平板固定检测 |
| 2.5 小麦组织重金属Cd含量测定 |
| 2.6 培养液pH值测定 |
| 2.7 培养液Cd含量的测定 |
| 2.8 Cd吸收转运相关功能基因qPCR检测 |
| 2.8.1 小麦根总RNA提取 |
| 2.8.2 cDNA第一链的合成 |
| 2.8.3 qPCR |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 两株菌对小麦幼苗生长的影响 |
| 3.2 两株菌对小麦地上部和根Cd含量的影响 |
| 3.3 两株菌对Cd在小麦体内转移系数的影响 |
| 3.4 两株菌对营养液pH值的影响 |
| 3.5 两株菌在小麦根内、根表及营养液中的定殖 |
| 3.6 两株菌对小麦根表吸附Cd的影响 |
| 3.7 两株菌对小麦Cd转运基因表达丰度的影响 |
| 4 讨论 |
| 第二节 田间条件下两株菌与生物炭阻控小麦吸收Cd的效应与机制 |
| 1 试验材料 |
| 1.1 供试菌株 |
| 1.2 供试小麦 |
| 1.3 供试生物炭和所施用化肥 |
| 1.4 试验地点 |
| 2 试验方法 |
| 2.1 田间试验组的设计 |
| 2.2 小麦种植 |
| 2.3 小麦样品采集与分析 |
| 2.3.1 小麦生物量的测定 |
| 2.3.2 小麦地上部和根Cd含量的测定 |
| 2.3.3 小麦Cd转运蛋白相关基因表达丰度的检测 |
| 2.3.4 小麦根际土、非根际土收集与分析 |
| 2.3.5 小麦根际土和非根际土pH值和有机质含量的测定 |
| 2.3.6 小麦根际土壤样品团聚体组成的变化 |
| 2.4 统计分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同处理对小麦生物量的影响 |
| 3.2 不同处理对小麦吸收Cd的影响 |
| 3.3 不同处理对Cd富集系数与转移系数的影响 |
| 3.4 不同处理中菌株在小麦根际定殖情况 |
| 3.5 不同处理对土壤pH值的影响 |
| 3.6 不同处理对土壤有机质影响 |
| 3.7 不同处理对小麦根际土壤粒级分布的影响 |
| 3.8 不同处理对土壤有效态Cd含量的影响 |
| 4 讨论 |
| 第三节 菌株CL-1联合生物炭阻控苏麦188吸收Pb、Cd的效应与机制研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试菌株 |
| 1.2 供试小麦 |
| 1.3 供试生物炭和所施用化肥 |
| 1.4 试验地点 |
| 2 试验方法 |
| 2.1 田间试验组的设计 |
| 2.2 小麦种植 |
| 2.3 小麦样品采集与分析 |
| 2.3.1 小麦生物量的测定 |
| 2.3.2 小麦根部和籽粒Pb、Cd含量的测定 |
| 2.3.3 小麦根际土、非根际土收集与分析 |
| 2.3.4 小麦根际土和非根际土pH值和有机质含量的测定 |
| 2.3.5 菌株在小麦根际土和非根际土的定殖情况 |
| 2.3.6 小麦根际土和非根际土腐胺含量测定 |
| 2.3.7 小麦根际土和非根际土16S rRNA和aguA基因丰度测定 |
| 2.3.7.1 土壤样品细菌总DNA提取 |
| 2.3.7.2 标准曲线制备 |
| 2.3.7.3 实时荧光定量PCR |
| 2.3.8 土壤滤液中菌株CL-1生长及pH和Pb、Cd浓度的变化情况 |
| 2.4 统计分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 生物炭对土壤溶液中Pb、Cd浓度的影响 |
| 3.2 小麦籽粒干重与Pb、Cd含量及土壤有效态Pb、Cd含量 |
| 3.3 不同处理对Pb、Cd富集与转移系数的影响 |
| 3.4 不同处理对根际、非根际土pH和有机质含量的影响 |
| 3.5 不同处理对根际、非根际土腐胺含量的影响 |
| 3.6 不同处理对根际、非根际土16S rRNA基因与aguA丰度的影响 |
| 3.7 菌株CL-1在根际、非根际的定殖 |
| 3.8 土壤滤液中菌株活菌数及其对pH及Pb、Cd含量的影响 |
| 4 讨论 |
| 第四节 菌株WRS8与CL-1阻控宁麦9吸收Cd的机制研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试菌株 |
| 1.2 供试小麦 |
| 2 试验方法 |
| 2.1 土壤有效态P、K和总N含量 |
| 2.2 小麦根际土和非根际土脲酶活性测定 |
| 2.3 Tessier5步连续提取法(Tessier et al.,1979)提取土壤中的Cd |
| 2.4 小麦根际圈微生物组分析 |
| 2.4.1 土壤与小麦根总DNA提取 |
| 2.4.2 细菌16S rRNA基因的Miseq高通量测序 |
| 2.4.3 高通量数据的分析方法 |
| 2.4.4 统计分析方法 |
| 2.5 小麦根际土和非根际土功能基因检测 |
| 2.5.1 小麦根际、非根际土壤样品细菌总DNA提取 |
| 2.5.2 标准曲线制备 |
| 2.5.3 实时荧光定量PCR |
| 2.6 小麦根际、非根际与根内Cd抗性细菌的分离与纯化 |
| 2.7 菌株精氨酸脱氢酶活性检测 |
| 2.8 菌株产生物膜能力的检测 |
| 2.9 菌株产脲酶活性检测 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 菌株对宁麦9根际和非根际土理化性质的影响 |
| 3.2 菌株对宁麦9根际和非根际土Cd赋存形态的影响 |
| 3.3 菌株WRS8和CL-1对宁麦9根圈细菌区系调控 |
| 3.3.1 菌株对宁麦9根圈细菌种群α-生物多样性影响 |
| 3.3.2 菌株对宁麦9根圈细菌种群结构的影响 |
| 3.3.2.1 门水平 |
| 3.3.2.2 属水平 |
| 3.3.2.3 OTU水平 |
| 3.3.3 群落结构聚类分析 |
| 3.3.4 环境因子对群落结构的影响 |
| 3.3.5 与Cd吸收转运功能菌群的分析 |
| 3.3.6 接菌对非根际土、根际土、根内具有钝化Cd功能可培养细菌比例的影响 |
| 3.4 菌株对土壤功能基因丰度的影响 |
| 4 讨论 |
| 全文总结 |
| 本文创新点 |
| 攻读博士学位期间发表论文 |
| 参考文献 |
| 附录1 试验所用培养基及试剂配方 |
| 一、培养基 |
| 二、试剂 |
| 附录2 试验所用仪器设备 |
| 附录3 菌株WRS8 16S rRNA基因序列 |
| 致谢 |
（6）生物质炭对电镀废水中六价铬的去除及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 六价铬污染状况 |
| 1.1.1 六价铬的性质和危害 |
| 1.1.2 六价铬的来源及污染现状 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 铬污染废水的治理方法 |
| 1.2.2 生物质炭的定义及性质 |
| 1.2.3 生物质炭在水处理中的应用 |
| 1.3 生物质炭改性修饰方法 |
| 1.3.1 物理改性法 |
| 1.3.2 化学改性法 |
| 1.4 课题研究目的、意义、内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的、意义及内容 |
| 1.4.2 技术路线及创新点 |
| 第2章 橡树生物质炭处理铬污染废水的机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验原料、试剂与仪器 |
| 2.2.1 实验原料 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 生物质炭的理化性质分析 |
| 2.3.2 金属浓度的分析测定 |
| 2.3.3 饱和碳酸钙配水的制备 |
| 2.3.4 Cr(Ⅵ)去除实验 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 橡树生物质炭对Cr(Ⅵ)的去除效果及动力学研究 |
| 2.4.2 溶液pH的影响 |
| 2.4.3 初始Cr(Ⅵ)浓度的影响 |
| 2.4.4 去除机理分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 松针生物质炭处理铬污染废水的机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 松针生物质炭的制备 |
| 3.3.2 松针生物质炭的理化性质分析 |
| 3.3.3 铬浓度的分析测定 |
| 3.3.4 Cr(Ⅵ)去除实验 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 松针生物质炭对Cr(Ⅵ)的去除及动力学研究 |
| 3.4.2 溶液pH对 Cr(Ⅵ)去除的影响 |
| 3.4.3 初始Cr(Ⅵ)的浓度对Cr(Ⅵ)去除的影响 |
| 3.4.4 Cr(Ⅵ)去除机理分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 苹果木生物质炭处理铬污染废水的机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验原料、试剂与仪器 |
| 4.2.1 实验原料 |
| 4.2.2 实验试剂 |
| 4.2.3 实验仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 苹果木生物质炭的表征方法 |
| 4.3.2 金属浓度的分析测定 |
| 4.3.3 Cr(Ⅵ)去除实验 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 苹果木生物质炭对Cr(Ⅵ)的去除及动力学研究 |
| 4.4.2 溶液pH对 Cr(Ⅵ)去除的影响 |
| 4.4.3 初始Cr(Ⅵ)的浓度对Cr(Ⅵ)去除的影响 |
| 4.4.4 Cr(Ⅵ)去除机理分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 茶多酚合成新型零价铁改性生物质炭处理铬污染废水的机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验原料、实验试剂与仪器 |
| 5.2.1 实验原料 |
| 5.2.2 实验试剂 |
| 5.2.3 实验仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 茶多酚合成新型零价铁改性生物质炭(TP-nZVI-OB)的制备 |
| 5.3.2 材料的表征方法 |
| 5.3.3 金属和阴离子浓度的分析测定 |
| 5.3.4 Cr(Ⅵ)去除实验 |
| 5.3.5 实际电镀废水的处理 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 表征结果 |
| 5.4.2 Fe/C质量比的影响 |
| 5.4.3 TP-nZVI-OB对 Cr(Ⅵ)的去除及动力学研究 |
| 5.4.4 溶液pH的影响 |
| 5.4.5 初始Cr(Ⅵ)浓度的影响 |
| 5.4.6 去除机理分析 |
| 5.4.7 实际含Cr(Ⅵ)电镀废水的处理 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 零价铁/氮共改性橡树生物质炭处理铬污染废水的机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验原料、实验试剂与仪器 |
| 6.2.1 实验原料 |
| 6.2.2 实验试剂 |
| 6.2.3 实验仪器 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 零价铁/氮共改性橡树生物质炭(Fe/N-OB)的制备 |
| 6.3.2 材料的表征方法 |
| 6.3.3 金属和阴离子浓度的分析测定 |
| 6.3.4 Cr(Ⅵ)去除实验 |
| 6.3.5 实际电镀废水的处理 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 材料的表征结果 |
| 6.4.2 不同热解温度的影响 |
| 6.4.3 Fe/N-OB对 Cr(Ⅵ)的去除 |
| 6.4.4 溶液pH的影响 |
| 6.4.5 不同投加量的影响 |
| 6.4.6 不同初始Cr(Ⅵ)浓度的影响 |
| 6.4.7 去除机理的研究 |
| 6.4.8 实际含Cr(Ⅵ)电镀废水的处理 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（7）微生物诱导钙镁离子沉积矿化机制的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题依据及研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状及存在问题 |
| 1.3 研究思路和完成工作量 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 菌株选择与矿化实验设计 |
| 2.2 培养基溶液指标变化分析 |
| 2.3 微生物诱导矿物特征分析 |
| 2.4 矿化实验过程中微生物菌体和细胞内特征分析 |
| 3 微生物类型鉴定 |
| 3.1 蓝细菌集胞藻PCC6803 |
| 3.2 硫酸盐还原菌SRB4细菌鉴定与种子液特征 |
| 3.3 嗜盐菌地衣芽孢杆菌SRB2细菌鉴定 |
| 3.4 兼性厌氧菌克雷伯氏菌LH1细菌鉴定 |
| 3.5 兼性厌氧菌路德维希肠杆菌SYB1的鉴定 |
| 4 培养环境水化学指标变化过程与机制 |
| 4.1 集胞藻PCC6803碳酸酐酶活性 |
| 4.2 SRB2导致培养基水化学指标变化及机制 |
| 4.3 LH1导致培养基水化学指标变化及机制 |
| 4.4 SYB1导致培养基化学指标变化及机制 |
| 5 细胞外矿化产物的矿物学特征 |
| 5.1 集胞藻PCC6803诱导矿物特征 |
| 5.2 SRB4厌氧条件下诱导鸟粪石矿物晶体特征 |
| 5.3 SRB2细菌诱导细胞外矿物组分和结构特征 |
| 5.4 LH1诱导产生矿物组分和形貌等特征 |
| 5.5 SYB1诱导产生矿物组分、形貌和热稳定性等特征 |
| 6 诱导矿物的成核位点与成核机制 |
| 6.1 SRB4细胞周围鸟粪石晶粒及矿物中的有机物 |
| 6.2 SRB2诱导矿物产生的成核位点与成核机制 |
| 6.3 LH1诱导矿物成核位点及矿物中的有机组分 |
| 6.4 SYB1诱导矿物的成核位点和氨基酸作用的分子模拟 |
| 7 细胞内无定形颗粒状矿化内含物的特征 |
| 7.1 集胞藻PCC6803形成的两类细胞内矿化颗粒 |
| 7.2 SRB2菌体内含有钙镁离子的胞内无定形颗粒 |
| 7.3 LH1细胞内矿化颗粒特征 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 存在不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
| 学位论文数据集 |
（8）改性粉煤灰-微生物联合去除地下水六价铬实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 地下水 |
| 1.1.2 地下水污染 |
| 1.1.3 地下水铬污染 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 污染地下水修复方法 |
| 1.2.2 含铬废水修复方法 |
| 1.2.3 反应介质研究进展 |
| 1.3 研究目标、内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 原材料 |
| 2.1.2 培养基及其组分 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器与设备 |
| 2.3 材料制备与优化 |
| 2.3.1 酸性粉煤灰制备 |
| 2.3.2 壳聚糖包覆粉煤灰 |
| 2.3.3 正交实验 |
| 2.3.4 还原菌株的筛选 |
| 2.4 分析测试方法 |
| 2.4.1 六价铬浓度测定 |
| 2.4.2 批量吸附实验 |
| 2.4.3 成分与含量分析 |
| 2.4.4 粒径与结构测试 |
| 2.4.5 数据处理 |
| 第三章 原料比例优化与菌株的筛选 |
| 3.1 原料比例优化 |
| 3.2 吸附效果分析 |
| 3.3 影响因素分析 |
| 3.3.1 pH对材料吸附量的影响 |
| 3.3.2 六价铬浓度对材料吸附量的影响 |
| 3.4 微生物的筛选结果 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 改性材料的吸附机理 |
| 4.1 成分分析 |
| 4.1.1 元素含量 |
| 4.1.2 矿物组成 |
| 4.2 表征分析 |
| 4.2.1 粒径测试 |
| 4.2.2 结构测试 |
| 4.3 等温吸附模型 |
| 4.3.1 Langmuir等温吸附模型 |
| 4.3.2 Freundlich等温吸附模型 |
| 4.4 扩散模型 |
| 4.4.1 内扩散模型 |
| 4.4.2 外扩散模型 |
| 4.5 吸附热力学模型 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 改性材料-微生物联合修复 |
| 5.1 改性材料PRB一级修复 |
| 5.1.1 PRB实验运行装置 |
| 5.1.2 填料安全测试 |
| 5.1.3 实验方案 |
| 5.1.4 实验过程 |
| 5.2 填料安全性能测试结果 |
| 5.3 PRB修复含铬地下水结果及影响因素 |
| 5.3.1 六价铬浓度对六价铬去除率的影响 |
| 5.3.2 温度对六价铬去除率的影响 |
| 5.3.3 pH值对六价铬去除率的影响 |
| 5.3.4 溶液流速对六价铬去除率的影响 |
| 5.3.5 CWF-2c15用量对六价铬去除率的影响 |
| 5.4 微生物二级修复 |
| 5.4.1 实验方案 |
| 5.4.2 实验过程 |
| 5.4.3 实验结果 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的学术成果 |
| 致谢 |
（9）真菌黑曲霉（Aspergillus niger）对U（Ⅵ）的吸附富集与机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 放射性核素污染的影响及处理 |
| 1.2.1 放射性核素污染对环境及生物的危害 |
| 1.2.2 放射性核素污染的治理 |
| 1.2.3 放射性核素的生物修复 |
| 1.3 微生物吸附过程的作用机制 |
| 1.3.1 生物吸附剂类型 |
| 1.3.2 微生物吸附特性 |
| 1.3.3 微生物吸附机理 |
| 1.4 微生物与金属离子交互作用的研究进展 |
| 1.4.1 金属离子对微生物的毒性效应研究 |
| 1.4.2 金属离子对微生物的毒性影响研究 |
| 1.4.3 微生物对金属离子抗性效应研究 |
| 1.5 生物吸附模型研究 |
| 1.5.1 吸附等温模型 |
| 1.5.2 吸附热力学模型 |
| 1.5.3 吸附动力学模型 |
| 1.6 课题来源及研究目的与意义 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目的及意义 |
| 1.7 主要研究内容及创新点 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 研究创新点 |
| 第二章 U(Ⅵ)胁迫状态下A.niger生理生化影响研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂、培养基、材料与实验设备及仪器 |
| 2.2.1.1 实验用主要化学试剂 |
| 2.2.1.2 实验用培养基及储备液 |
| 2.2.1.3 实验用菌株 |
| 2.2.1.4 主要实验仪器 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.2.1 A.niger活化及孢子悬浮液的制备 |
| 2.2.2.2 A.niger菌球的准备 |
| 2.2.2.3 A.niger细胞提取液的制备 |
| 2.2.2.4 A.niger在核素胁迫状态下的生长状况及耐受程度的研究 |
| 2.2.2.5 不同因素对A.niger吸附的影响 |
| 2.2.2.6 A.niger细胞内部对核素的富集实验 |
| 2.2.2.7 核素胁迫状态下纤维素降解酶活性的影响 |
| 2.2.2.8 核素胁迫状态下木质素降解酶活性的影响 |
| 2.2.3 表征方法 |
| 2.2.3.1 冷场发射扫描电镜-能谱分析(SEM-EDX) |
| 2.2.4 实验数据与分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 核素U(Ⅵ)胁迫下A.niger生长代谢影响 |
| 2.3.1.1 不同初始U(Ⅵ)浓度胁迫下A.niger生长状况 |
| 2.3.1.2 不同初始U(Ⅵ)浓度胁迫下A.niger孢子萌发及生长曲线 |
| 2.3.1.3 不同初始U(Ⅵ)浓度胁迫下A.niger生物量抑制情况 |
| 2.3.2 核素U(Ⅵ)胁迫下A.niger吸附富集特性 |
| 2.3.2.1 吸附环境温度对吸附过程的影响 |
| 2.3.2.2 吸附环境pH对吸附过程的影响 |
| 2.3.2.3 菌球形成的转速对吸附过程的影响 |
| 2.3.2.4 菌球投料量对吸附过程的影响 |
| 2.3.2.5 不同U(Ⅵ)初始浓度对吸附的影响 |
| 2.3.2.6 吸附时间对吸附过程的影响 |
| 2.3.2.7 生长过程中的A.niger细胞富集特性 |
| 2.3.3 核素U(Ⅵ)胁迫下A.niger降解酶系酶活活性 |
| 2.3.3.1 不同初始U(Ⅵ)浓度胁迫下A.niger羧甲基纤维素酶活性 |
| 2.3.3.2 不同初始U(Ⅵ)浓度胁迫下A.niger滤纸酶活活性 |
| 2.3.3.3 不同初始U(Ⅵ)浓度胁迫下A.niger木质素过氧化物酶活性 |
| 2.3.3.4 不同初始U(Ⅵ)浓度胁迫下A.niger锰过氧化物酶活性 |
| 2.3.4 核素U(Ⅵ)胁迫A.niger菌丝体形貌影响 |
| 2.3.4.1 A.niger富集U(Ⅵ)前后形貌及菌体形态影响 |
| 2.3.4.2 A.niger富集U(Ⅵ) EDX分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 U(Ⅵ)胁迫状态下A.niger细胞氧化损伤及酶促抗氧化系统研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要实验试剂 |
| 3.2.2 主要实验仪器 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.3.1 核素U(Ⅵ)胁迫状态下细胞氧化损伤状况的影响 |
| 3.2.3.2 核素U(Ⅵ)胁迫状态下细胞内抗氧化酶活性的影响 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 核素U(Ⅵ)胁迫下A.niger细胞氧化损伤分析 |
| 3.3.1.1 不同初始U(Ⅵ)浓度胁迫下A.niger细胞总抗氧化能力分析 |
| 3.3.1.2 U(Ⅵ)暴露胁迫下A.niger细胞活性氧(ROS)清除能力 |
| 3.3.1.3 不同初始U(Ⅵ)浓度胁迫下A.niger细胞氧化损伤效应(MDA)分析 |
| 3.3.2 核素U(Ⅵ)胁迫下A.niger细胞抗氧化系统分析 |
| 3.3.2.1 不同初始U(Ⅵ)浓度胁迫下A.niger细胞超氧化物歧化酶(SOD)活性分析 |
| 3.3.2.2 不同初始U(Ⅵ)浓度胁迫下A.niger细胞过氧化氢酶(CAT)活性分析 |
| 3.3.2.3 不同初始U(Ⅵ)浓度胁迫下A.niger细胞谷胱甘肽过氧化物酶(GSH-Px)活性分析 |
| 3.3.2.4 核素U(Ⅵ)胁迫状态下A.niger细胞内SOD与CAT的协同作用分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 活性与非活性A.niger对U(Ⅵ)吸附特性与机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 生物吸附剂材料制备 |
| 4.2.1.1 活性与非活性A.niger菌球吸附剂的制备 |
| 4.2.2 经验模型分析 |
| 4.2.2.1 吸附等温线研究 |
| 4.2.2.2 吸附热力学研究 |
| 4.2.2.3 吸附动力学研究 |
| 4.2.3 表征方法 |
| 4.2.3.1 冷场发射扫描电镜-能谱分析(SEM-EDX) |
| 4.2.3.2 博里叶红外光谱分析(FT-IR) |
| 4.2.3.3 X射线光电子能谱(XPS) |
| 4.2.3.4 Zeta电位分析 |
| 4.2.4 实验数据与分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 活性与非活性A.niger生物吸附材料的表征分析 |
| 4.3.1.1 活性与非活性A.niger菌球表面形貌分析 |
| 4.3.1.2 暴露在U(Ⅵ)状态下活性与非活性A.niger菌丝体表征分析 |
| 4.3.1.3 暴露在U(Ⅵ)状态下活性与非活性A.niger菌丝体表面元素分析 |
| 4.3.2 活性与非活性A.niger菌球吸附剂对核素U(Ⅵ)的吸附特性研究 |
| 4.3.2.1 pH值对吸附的影响 |
| 4.3.2.2 生物吸附剂吸附效率及再生性能研究 |
| 4.3.2.3 活性与非活性A.niger菌球对U(Ⅵ)吸附的等温模型研究 |
| 4.3.2.4 活性与非活性A.niger菌球对U(Ⅵ)吸附的热力学研究 |
| 4.3.2.5 活性与非活性A.niger菌球对U(Ⅵ)吸附的动力学模型研究 |
| 4.3.3 活性与非活性A.niger菌球吸附剂对核素U(Ⅵ)的吸附微观机理研究 |
| 4.3.3.1 FT-IR分析 |
| 4.3.3.2 吸附机理分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 研究结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
（10）小球藻浮珠浮选采收技术及相界面间物理化学作用机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 微藻简介 |
| 1.2 小球藻简介 |
| 1.3 小球藻的应用 |
| 1.3.1 生物能源 |
| 1.3.2 饲料与保健食品 |
| 1.3.3 污水处理 |
| 1.3.4 化妆品 |
| 1.4 小球藻的培养 |
| 1.5 小球藻的采收 |
| 1.5.1 沉淀法 |
| 1.5.2 絮凝法 |
| 1.5.3 过滤法 |
| 1.5.4 离心法 |
| 1.5.5 磁珠分离法 |
| 1.5.6 气浮法 |
| 1.6 浮珠浮选技术的提出 |
| 1.7 研究意义与研究内容 |
| 1.7.1 研究意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线图 |
| 第2章 微藻浮珠浮选体系中相界面物理化学相互作用 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 浮珠与微藻间的相互作用 |
| 2.2.1 颗粒间相互作用理论 |
| 2.2.2 范德华力作用 |
| 2.2.3 静电力作用 |
| 2.2.4 表面疏水性作用 |
| 2.3 微藻与采收药剂间的相互作用 |
| 2.3.1 吸附动力学模型 |
| 2.3.2 吸附平衡模型 |
| 2.4 预絮凝剂存在下微藻间的相互作用 |
| 2.4.1 吸附电中和作用 |
| 2.4.2 吸附架桥作用 |
| 2.4.3 网捕卷扫作用 |
| 第3章 小球藻的浮珠浮选采收效率及参数优化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要材料与设备 |
| 3.2.2 实验与分析方法 |
| 3.3 浮珠材料对小球藻采收率的影响 |
| 3.3.1 原始浮珠材料的采收率 |
| 3.3.2 改性后浮珠材料的采收率 |
| 3.4 浮珠材料影响小球藻采收率的机理分析 |
| 3.4.1 表面能参数 |
| 3.4.2 界面相互作用与作用距离的定量关系 |
| 3.4.3 表面形态 |
| 3.4.4 红外表征结果 |
| 3.5 浮珠浮选技术的响应面参数优化 |
| 3.5.1 显着因素筛选 |
| 3.5.2 显着因素的单因素实验分析 |
| 3.5.3 显着因素优化 |
| 3.5.4 最优采收条件确认及验证 |
| 3.6 浮珠浮选法经济可行性分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 耦合小球藻预处理的浮珠浮选采收技术的采收性能及其作用机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 主要材料与设备 |
| 4.2.2 实验与分析方法 |
| 4.3 耦合预处理的浮珠浮选采收效率 |
| 4.4 预絮凝剂在微藻表面吸附行为研究 |
| 4.4.1 吸附动力学研究 |
| 4.4.2 等温吸附研究 |
| 4.4.3 吸附热力学研究 |
| 4.5 预处理后微藻细胞表面结构 |
| 4.6 预絮凝剂对藻细胞表面性质的影响 |
| 4.6.1 预絮凝剂对Zeta电位影响 |
| 4.6.2 预絮凝剂对微藻细胞完整性的影响 |
| 4.7 预絮凝剂作用机理 |
| 4.8 预絮凝工艺下浮珠与小球藻之间的作用机理 |
| 4.9 本章小结 |
| 第5章 基于包覆改性的SLPMs与辣木浮珠材料开发及其采收性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 主要材料与设备 |
| 5.2.2 实验与分析方法 |
| 5.3 浮珠材料的表征 |
| 5.3.1 浮珠材料的表面电势 |
| 5.3.2 浮珠材料的红外分析 |
| 5.4 浮珠浓度对采收率的影响 |
| 5.4.1 SLPMs浮珠浓度对采收率的影响 |
| 5.4.2 辣木浮珠浓度对采收率的影响 |
| 5.5 pH值对采收率的影响 |
| 5.5.1 pH值对SLPMs采收率的影响 |
| 5.5.2 pH值对辣木浮珠采收率的影响 |
| 5.6 离子强度对采收率的影响 |
| 5.6.1 离子强度值对SLPMs采收率的影响 |
| 5.6.2 离子强度值对辣木浮珠采收率的影响 |
| 5.7 新材料提高采收率的作用机理 |
| 5.7.1 SPLMs材料提高采收率的机理 |
| 5.7.2 辣木浮珠提高采收率的作用机理 |
| 5.8 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 创新点 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间学术成果 |
| 致谢 |
四、优化细胞表面组分与结构以提高P.putida 5-x细胞的重金属吸附能力（论文参考文献）
- [1]铁基修饰菌丝球构建耐盐好氧颗粒污泥及抗逆特性研究[D]. 陈应运. 北京化工大学, 2021
- [2]氧化还原活性生物炭与希瓦氏菌的异团聚、运移及污染物还原行为研究[D]. 刘乐成. 大连理工大学, 2021
- [3]耐盐石油降解菌的筛选、鉴定及其在土壤修复中的应用[D]. 艾贤军. 北京石油化工学院, 2020(06)
- [4]解磷菌协同铁基材料对铅污染土壤的修复作用及机制研究[D]. 滕泽栋. 北京林业大学, 2020(03)
- [5]高效Cd纯化细菌Pseudomonas taiwanensis WRS8阻控小麦吸收Cd的效应与机制研究[D]. 程诚. 南京农业大学, 2020
- [6]生物质炭对电镀废水中六价铬的去除及机理研究[D]. 张雨婷. 吉林大学, 2020(08)
- [7]微生物诱导钙镁离子沉积矿化机制的实验研究[D]. 赵延洋. 山东科技大学, 2020
- [8]改性粉煤灰-微生物联合去除地下水六价铬实验研究[D]. 王瑞. 安徽大学, 2020(07)
- [9]真菌黑曲霉（Aspergillus niger）对U（Ⅵ）的吸附富集与机理研究[D]. 丁翰林. 西南科技大学, 2019(01)
- [10]小球藻浮珠浮选采收技术及相界面间物理化学作用机理研究[D]. 文豪. 长安大学, 2019(01)