一、活性污泥和生物膜中降解苯酚的酵母（论文文献综述）
刘亚南,朱颖楠,王瑾丰,丁丽丽,任洪强[1]（2021）在《有机污染物胞外作用机理及微生物群体感应调控特征》文中提出胞外聚合物（EPS）是微生物产生的胞外多糖、蛋白、脂质等高分子聚合物,其在吸附和降解外源有机物过程中起着重要作用。长期以来,环境系统中采用微生物法处理有机污染物主要聚焦于筛选降解菌、优化代谢条件、外源添加氧化还原材料等,而鲜有涉及微生物对外源有机污染物的胞外感应识别、功能基因调控及其降解关系的深入研究。综述了EPS的组成和性质、去除有机物的胞外作用机理及微生物的群体感应调控特征,以期对强化微生物EPS合成,实现高效去除有机污染物提供指导作用。
安辉[2]（2021）在《Shewanella putrefaciens CN32非饱和生物膜对环境压力的响应以及与铬的相互作用》文中研究指明土壤中重金属污染问题日益严重,已经严重威胁到了人类的健康。而土壤微生物可以将重金属还原并固定以减少其危害性,因此土壤污染的生物修复技术被认为是极具前景的治理策略。土壤微生物主要以非饱和生物膜的形式存在,生物膜在微生物与重金属相互作用过程中发挥着重要的作用。非饱和生物膜没有物质传输的水通道,因此物质传输与在水体中饱和生物膜内的物质传输有很大的不同。本论文以生存在土壤中的典型微生物Shewanella putrefaciens CN32作为研究对象,通过聚碳酸酯膜模拟土壤中生长的非饱和生物膜,研究了培养时间、渗透压、p H和温度以及重金属对非饱和生物膜的影响,为土壤重金属的修复提供了理论基础。主要结果包括:非饱和生物膜中大分子物质组成和表面形态会受到环境条件变化的影响。在培养时间为84 h、渗透压为219 mmol·L-1 Na Cl、p H为6.2和温度为35℃条件下,生物膜分泌EPS的量达到最大,每片生物膜EPS总量为400.6μg。生长72 h的生物膜与24 h的生物膜相比,生物膜空气界面的微生物细胞体积减小;生长在328 mmol·L-1 Na Cl下的生物膜相比于51 mmol·L-1 Na Cl,生物膜中微生物细胞出现了褶皱现象。非饱和生物膜中大分子物质组成和表面形态也会受到环境中重金属的影响。0.25mmol·L-1的Cr（Ⅵ）会刺激生物膜分泌更多的EPS,同时含Cr培养的生物膜微生物表面包裹了一层粘稠状的薄膜,但生物膜内细胞形状变得无规则,甚至失去了形状。生长12h的每片生物膜中EPS吸附了9.77μg Cr,占生物膜总吸附量的63.8%;但生长144 h的每片生物膜中细胞组分吸附的Cr占生物膜总吸附量的60.3%。表明非饱和生物膜中细胞组分也会吸附大量的重金属。三维荧光光谱（3D-EEM）表明,Cr胁迫下的生物膜EPS中色氨酸蛋白类物质与酪氨酸蛋白类物质荧光强度明显降低。傅里叶红外光谱（FTIR）和X射线光电子能谱（XPS）表明,EPS中蛋白质和多糖与Cr的结合主要归因于羟基（-OH）、酰胺基（N-H）、羧基（-COOH）和磷酸基团（P=O）官能团,并且细胞组分中的官能团与EPS几乎相似,非饱和生物膜中与Cr的络合作用直接相关的物质是非饱和生物膜胞内外大分子物质中蛋白质和多糖组分。
郑梦启[3]（2021）在《活性焦强化生物降解煤热解废水环状化合物性能与机制》文中提出低阶煤热解技术可将储量丰富的劣质煤分级分质转化为高附加值的煤基固、液、气产品,但此过程中产生的煤热解废水是一类难降解的高毒性废水,废水近零排放成为煤热解工业可持续发展的瓶颈。煤热解废水的环状化合物是导致降解性能差、生物毒性高,并制约废水近零排放的关键要素。本课题从降低生物毒性的角度出发,并基于工业产物原位利用的考量,研究了褐煤活性焦（Lignite activated coke,LAC）、纳米Fe3O4负载活性焦（Nano-Fe3O4@LAC）对于强化微氧环境微生物降解煤热解废水中的环状化合物的性能与机制。针对煤热解废水中的典型环状化合物,研究了它们的单组分毒性、联合毒性,揭示了煤热解废水中环状化合物的毒性作用模式。煤热解废水中酚类是主要的急性毒性来源,容易活化并通过快速提升细胞氧化应激造成不可逆损伤。氮杂环化合物（Nitrogen heterocyclic compounds,NHCs）和多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）表现可逆的基线毒性。煤热解废水中环状化合物多以麻醉性化合物为主,多元酚是主要的反应性毒性物质,酚类、NHCs和PAHs混合体系的联合毒性先由疏水性物质的基线毒性主导,后主要表现酚类的不可逆急性毒性,联合毒性随时间延长逐渐加强。探究了活性焦对于煤热解废水中的环状化合物的吸附性能与减毒机制。LAC对废水中环状化合物的吸附性最佳,化学需氧量（Chemical oxygen demand,COD）、总酚（Total phenols,Tph）48 h去除率分别为39.07%、44.06%。相比于微孔较多的活性炭（Activated carbon,AC）,介孔、含氧官能团较多的LAC能够选择性吸附甲基酚、NHCs等有毒难降解有机物,而nano-Fe3O4@LAC由于介孔、正电优势对大分子PAHs、电负性NHCs有更强的选择性吸附。活性焦材料可去除废水中的酚类及羟基活化的有机物,降低反应性毒性,并选择性吸附稠环NHCs、PAHs,减轻废水初始联合毒性。另外,活性焦材料吸附位点易于生物原位再生,能够与微生物耦合实现弹性吸附。试验研究了LAC强化微氧生物降解环状化合物性能与机制。由于酚的急性毒性,酚浓度对微氧生物降解环状化合物有显着影响,微氧环境（1.0～2.0 mg/L）污泥体系耐受阈值最低（200 mg/L）,NHCs、PAHs协同抑制酚类的降解。微氧环境DO为0.3～0.5 mg/L的条件下LAC吸附可显着降低酚的毒性压力,高酚负荷下提升水力停留时间（Hydraulic retention time,HRT）也能改善降解性能。HRT=48 h、Tph=500 mg/L时微氧LAC强化体系降解性能最佳,毒性削减87.65%,可生化性（BOD5/COD,B/C）维持于0.24。LAC通过吸附减毒作用促进了污泥生物量增长,絮体凝聚性、稳定性增强。微氧环境DO为1.0～2.0 mg/L的条件下酚类等有毒物质破坏了活性污泥微生物群落,严重降低物种多样性,使微生物高度集中于Thauera（49.90%）、Zoogloea（6.40%）、Pseudoxanthomonas（5.67%）等酚耐受性较强的菌属。LAC通过选择性吸附去除了废水中部分有毒、难降解有机物,使强化体系微生物多样性更高、分布更均匀,以Alicycliphilus（19.05%）、Acidovorax（7.13%）等兼性厌氧菌为主,并富集了独特的Ignavibacterium（3.07%）等电活性菌,加强了微生物群落的种间协作。LAC吸附对环状化合物的直接去除为20～30%,微生物降解是强化体系的核心,酚类降解以邻苯二酚间位开环方式为主。为强化异化生物铁还原（Dissimilatory iron reducing,DIR）过程,试验继续探究了nano-Fe3O4@LAC强化微氧生物降解环状化合物性能与机制。酚浓度、活性焦投量和HRT对LAC、nano-Fe3O4@LAC强化体系COD、Tph去除率影响较小,但nano-Fe3O4@LAC能够更显着地削减废水毒性和改善可生化性,2 g/L的nano-Fe3O4@LAC强化体系出水对四膜虫无毒,可生化性达到0.55,与其对NHCs的降解优势相关,这对于优化难降解废水的生化处理过程具有重要意义。Nano-Fe3O4@LAC增强了污泥的活性、强度和稳定性。同时,nano-Fe3O4@LAC促进了氧化降解环状化合物的Alicycliphilus在悬浮污泥的分布,并且载体上的生物膜富集了厌氧发酵菌属Syntrophorhabdus,以及电活性菌属Geobacter、Ignavibacterium,它们的互营代谢促进nano-Fe3O4@LAC表面吸附的难降解环状化合物开环,并释放小分子酸进入悬浮污泥,提升废水整体的可生化性。Fe3O4富集的电活性菌通过铁氧化还原加速DIR过程,并驱动环状化合物的开环反应。宏基因组学分析表明活性污泥微生物仍以兼性厌氧菌为主,Alicycliphilus属细菌为微生物群落的核心微生物,通过邻苯二酚1,2-双加氧酶、邻苯二酚2,3-双加氧酶主导了苯环裂解过程。Comamonas testosteroni是环状化合物降解过程中参与途径最多的物种,能够参与苯环的厌氧、好氧开环反应,同时主导了氮杂环裂解的微生物群,并主要以厌氧途径裂解氮杂环。电活性生物膜和悬浮污泥富集的Ignavibacterium属可通过DIR过程在生物膜、悬浮污泥之间传递电子,促进悬浮污泥的开环反应。因此,nano-Fe3O4@LAC通过促进DIR过程间接增强了悬浮污泥微生物对环状化合物的降解性能。
李慧[4]（2021）在《产电细菌及碳/铁基导电材料促进微生物电子传递强化发酵联产氢气和甲烷研究》文中进行了进一步梳理生物质发酵制氢烷气开发清洁燃料对于我国实现碳中和具有重要意义,发酵微生物群落内部电子流动和种间相互作用机制亟待阐明以设计高效的发酵产气过程。本文探究了产电细菌与产氢细菌互营代谢产氢系统的微生物电子传递途径,揭示了产电细菌与产甲烷古菌共培养体系的生物膜对添加导电碳毡及外加电压的响应机制,利用碳化金属有机骨架、磁铁矿纳米颗粒等导电材料强化微生物电子传递和互营代谢,显着促进了生物质厌氧发酵联产氢气和甲烷。揭示了产电细菌（金属还原地杆菌,Geobacter metallireducens）与产氢细菌互营代谢发酵产氢机理,阐明了产电细菌作为外部氧化还原平衡调节器对产氢菌群代谢路径、电子传递性能和微生物群落结构的影响规律。金属还原地杆菌培养物与产氢混合菌群的接种体积比为60 m L/30 m L（总挥发性固体TVS之比为0.08）时发酵产氢量达到327.1 m L/g,相比未接种金属还原地杆菌培养物的对照组提高了65.2%。产氢菌降解葡萄糖产生的乙酸等可溶性代谢产物被金属还原地杆菌氧化产生电子改善系统的氧化还原电位,NADH/NAD+比值从1.03提高到1.26,有利于强化NADH产氢途径（NADH++→++H2）。金属还原地杆菌胞外聚合物中存在的细胞色素c（c-Cyt）作为电子穿梭体/氧化还原介体提高了产氢菌的胞内电子传递系统（ETS）活性和胞外电子传递（EET）能力。添加金属还原地杆菌培养物使菌群中主要产氢菌Clostridium sensu stricto的相对丰度从61.5%增加到76.7%,两者形成良好的互营共生关系,从而显着提升系统发酵产氢性能。探明了产电细菌（Geobacter sulfurreducens,硫还原地杆菌）与产甲烷古菌（Methanosarcina barkeri,甲烷八叠球菌）共培养体系的生物膜在添加导电碳毡/外加电压时的电子传递响应机制。添加导电碳毡后的共培养体系甲烷产率从191.5 m L/g提高到358.1 m L/g;而将碳毡作为电极施加0.5 V电压后,甲烷产率仅能达到222.7 m L/g。SEM分析表明:硫还原地杆菌和甲烷八叠球菌共同在导电碳毡表面富集;而施加0.5 V电压的阳极碳毡上仅附着了硫还原地杆菌,该菌降解底物乙酸产生电子传递给阳极,阴极碳毡上仅附着了甲烷八叠球菌,该菌接受阴极产生的电子结合质子还原CO2产甲烷。当施加的电压超过析氢电位后一部分质子在阴极直接结合电子生成氢气。电化学分析表明:附着了硫还原地杆菌的阳极碳毡电容比无菌碳毡提升了1.1倍;而附着了甲烷八叠球菌的阴极碳毡电容降低了19.8%;未施加电压时附着两种菌生物膜的碳毡电容提高了23.9%,这主要与碳毡附着的生物膜成分有关。三维荧光光谱及多糖成分测试表明:阳极碳毡生物膜中血红素类物质的含量最高,有利于提升电化学性能;而阴极碳毡生物膜中血红素类物质的含量低且多糖类物质含量高,不利于甲烷八叠球菌接受电子产甲烷;未施加电压时碳毡的生物膜血红素类物质含量介于二者之间,微生物接受电子产甲烷性能优于碳毡阴极,因此甲烷产率更高。提出将沸石咪唑酯骨架（ZIF-67）衍生多孔碳用作微生物高速电子传递通道,揭示了微生物多层胞外聚合物的荧光和电化学响应机制。添加100 mg/L在碳化温度800℃下制备的沸石咪唑酯骨架衍生多孔碳（PC-800）时,厌氧发酵获得的生物甲烷产量提高了28.2%达到614.0 m L/g。电化学分析表明:添加PC-800使产甲烷菌群的氧化还原峰值电流和电导率增加,自由电荷传递电阻降低。PC-800可充当非生物导电介体以促进种间直接电子传递,从而导致与导电菌毛（e-pili）和血红素蛋白相关的功能基因表达丰度降低。此外,PC-800刺激了产甲烷菌群产生更多的氧化还原活性腐殖质胞外聚合物。三维荧光光谱分析表明:紧密粘附的胞外聚合物（TB-EPS）中腐殖质的荧光响应百分比增加最大,这主要归因于多孔碳颗粒对TB-EPS中腐殖质成分的羟基/羧基/酚基官能团的强络合能力。微生物群落分析表明:添加PC-800后,互营/产电细菌以及氢营养/摄取电子的产甲烷菌得到富集,从而提升了发酵产甲烷能力。将导电磁铁矿纳米颗粒加入到分别接种了产气肠杆菌和产甲烷混合菌群的发酵联产氢气和甲烷系统中。添加200 mg/L磁铁矿纳米颗粒后,在产氢阶段中产气肠杆菌的NADH/NAD+比值、氢酶活性和电子传递系统活性均得到提高,有利于通过NADH途径产氢,氢气产量提高了21.1%。随后产甲烷阶段的甲烷产量提高了22.9%,电化学分析表明:加入磁铁矿纳米颗粒后,产甲烷混合菌群的胞外电子传递能力提高,这主要归功于磁铁矿纳米颗粒及其诱导微生物产生的具有电化学活性的胞外聚合物（类腐殖酸和类黄腐酸）。微生物群落分析表明:互营单胞菌和甲烷八叠球菌是磁铁矿纳米颗粒存在时富集起来的主要共生菌。参与CO2还原产甲烷途径的功能基因表达丰度显着提高。故通过添加磁铁矿纳米颗粒改善了微生物的电子传递性能,建立了一个更高效的发酵联产氢气和甲烷系统。采用产电细菌与纳米磁铁矿杂化体系促进生物质厌氧发酵联产氢气和甲烷。产电地杆菌通过还原水铁矿得到生物磁铁矿纳米颗粒,细菌与磁铁矿纳米颗粒形成杂化体系。电化学分析表明:杂化体系的氧化还原峰值电流提高,面积电容从25.3提高到27.5 m F/cm2。该杂化体系应用于生物质原料（水花生为例）发酵联产氢气和甲烷系统中。九月份收获的水花生碳氮摩尔比（26.8）适宜,纤维素含量（20.3%）较高,灰分与挥发分的质量比（0.1）较低,适用于发酵产气。利用此水花生通过两阶段发酵联产氢气和甲烷,得到氢气产率48.4 m L/g VS,甲烷产率209.9 m L/g VS,总能量转化效率44.8%。当加入产电细菌与纳米磁铁矿杂化体系后,水花生发酵产气的能量转化效率提高到64.9%。
张怡屏[5]（2021）在《解淀粉芽孢杆菌生物膜对废水中染料和亚硝酸盐的吸附去除研究》文中研究表明随着工农业的发展,废水排放量剧增,染料和亚硝酸盐是其中最主要的污染物成分,它们进入人体后会产生有毒、致癌的副产物,因此,发展高效、简便的废水处理技术十分重要。吸附法因其应用灵活、成本低廉、设计简单、易操作且不会产生有害物质等优点,已成为环境领域的研究重点。已有研究发现,生物膜具有吸附金属和有机物的特性,且课题组前期研究发现Bacillus amyloliquefaciens产生的生物膜可有效吸附去除结晶紫染料。因此,本研究旨在探讨生物膜作为一种细菌吸附剂的可行性,探究其吸附去除染料和亚硝酸盐的最佳条件,并利用SEM、FTIR和XPS等技术对吸附前后的生物膜进行表征,分析生物膜吸附不同污染物时起主要作用的基团,最后,通过动力学、等温线和热力学分析其吸附机制,从而为开发生物膜作为新型吸附剂提供理论基础。本研究主要结果如下:（1）建立了B.amyloliquefaciens DT菌的高效产膜条件本研究对B.amyloliquefaciens DT菌的产膜条件进行了优化,发现在pH 7.0、25℃培养温度和静置温度下,培养30 h所得产膜量最高,每200 mL培养基产膜量可达0.737 g。通过化学测定、SEM、TEM、FTIR等技术方法可知:生物膜是包含菌体、蛋白质、腐殖酸、多糖和DNA的物质,且表面含有-OH、C-H、C-C、C=C、C=O、C-O-C、C-N等诸多基团,为吸附污染物分子提供了丰富的活性位点。（2）生物膜吸附阴、阳离子染料间的差异针对本文选取的两种不同带电性质的代表染料孔雀石绿（MG）和甲基蓝（MB）,生物膜均对其具有良好的吸附性能,分别以物理吸附和化学吸附为主。其吸附过程均为自发吸热,其最大吸附含量分别可达161.3188 mg/g（膜用量:0.1g/ml;pH:4.0;温度:40℃）和183.44 mg/g（膜用量:0.1 g/ml;pH:5.0;温度:40℃）;起主要吸附功能的基团分别是质子化胺基（MG）和磷酸酯中的O=P-O-或羧酸酯中的O=C-O-基团（MB）。吸附机制上的差异主要表现在动力学和等温线模型上。Weber-Morris模型的拟合结果证明了颗粒内扩散是生物膜吸附MB的关键限速步骤,却并不限制生物膜对MG的吸附;等温线模型的拟合结果表现为:生物膜对MG的吸附能力与初始浓度呈正相关,而对MB的吸附能力则在低浓度下与初始浓度成正相关,但在高浓度下吸附位点则会达到饱和,说明了化学吸附会限制生物膜吸附MB的速率。（3）生物膜吸附去除水体中亚硝酸盐的能力生物膜对亚硝酸盐的吸附也属于自发吸热反应,并且可在C0=2000 mg/L、40℃和pH 3.0的条件下,达到最高吸附含量为116.84 mg/g,通过FTIR、XPS、zeta电位等技术,结合动力学和等温线分析,可知产生吸附的主要作用力为颗粒内扩散和静电吸附,且主要起作用的吸附基团为质子化胺基。
陈加波[6]（2021）在《基于部分Anammox一体化工艺构建及处理模拟城市污水脱氮效能研究》文中研究表明主流厌氧氨氧化（Anammox）探索是国内外城市污水脱氮领域的研究热点和难点。低氨氮和高碳氮比（C/N）的进水水质不利于实现稳定的短程硝化/厌氧氨氧化（PN/A）。为此,构建其他路径下的新型主流Anammox工艺具有重要的现实意义。本研究采用生物膜反应器,首先在厌氧条件下,以低浓度的氨氮和亚硝氮为进水,普通活性污泥作为种泥,经过40 d成功启动Anammox,载体EPS的分层结构及含量组分有利于创造良好的Anammox生长富集微环境。分层测序结果表明,随着生物载体深度方向,厌氧氨氧化菌（An AOB）相对丰度显着逐渐提高。随后,探究了关键运行参数对Anammox工艺的影响。通过优化,系统对TN去除率最高可达95.3%,系统中An AOB为Candidatus Kuenenia。进一步研究了Anammox系统对C/N的耐受性能,发现:C/N比低于2时,TN去除不受影响;然而当C/N比大于3时,TN去除迅速恶化,为了尽快恢复Anammox,C/N回调到0,系统仅用15 d即可恢复Anammox活性。微生物分析发现:随着C/N比的增加,与Anammox相关的Anammox菌属及代谢基因（hzs和hdh）丰度显着下降。低C/N比条件有利于生物膜分泌EPS,尤其TB-EPS中的蛋白质在Anammox菌的活性恢复中起到了重要的调节作用。为了模拟真实城市污水,进水中只加150 mg/LCOD和50 mg/L氨氮,采用接种Anammox的低氧SBBR系统,研究了季节性温度变化条件下脱氮效能。结果表明:水温在18℃以上,系统TN去除率在70%以上,而低于15℃时,TN去除率降至40%左右,出水主要为硝氮。低温环境下生物膜系统仍能够大量富集An AOB。进一步研究了低温不利环境下的羟胺投加对于脱氮的影响,发现添加少量（1～2 mg/L）的羟胺,可以有效促进短程硝化和提高Anammox脱氮效果;EPS分析结果显示低温下EPS蛋白质组分分泌增加,可能为抵制不利水温条件的应激作用,其中可溶性微生物副产物和色氨酸类蛋白物质是关键。此时优势An AOB由之前的Candidatus Brocadia变为Candidatus Kuenenia。高通量测序表明:系统是由曝气环境中生物膜内不同脱氮功能菌群（An AOB、氨氧化菌AOB、亚硝酸盐氧化菌NOB和反硝化菌DHB）协同脱氮的结果。研究结果为建立基于异养/自养耦合的部分Anammox的城市污水主流脱氮新工艺提供了必要的前期基础。
张磊[7]（2021）在《高效苯系物降解菌强化生物滤池及其处理甲苯性能研究》文中进行了进一步梳理苯、甲苯、乙苯和二甲苯（Benzene,Toluene,Ethylbenzene,and Xylene,BTEX）在农药、石化等污染土壤和地下水中频繁检出,多相抽提尾气含水率高、浓度波动大,活性炭吸附等技术难以去除,该论文旨在筛选能够降解苯系物的生物材料,构建生物滴滤池,为土壤地下水及末端修复提供技术支撑。本研究从农药厂采集苯系物污染土壤,通过在血清瓶中富集驯化获得高效降解菌群,并从菌群中筛选得到高效苯系物降解菌。首先,通过GC、LC-Q-TOF等方法研究了菌群及单菌的降解特性,阐明了苯系物降解动力学规律,揭示了苯系物代谢途径;并通过高通量测序等手段分析了菌群的群落结构及菌群中苯系物代谢的功能基因;在此基础上,搭建生物滴滤池,接种单菌净化苯系物废气。主要结果如下:（1）从某农药厂污染土壤中通过筛选获得苯系物降解菌群H1,在28℃、pH 8.0、添加100 mg/L酵母粉的最佳条件下,该菌群在6h内完全降解100 mg/L的苯,30h内完全降解30 mg/L的苯、甲苯和乙苯混合物。可检测到苯的降解中间产物苯酚和邻苯二酚等。PCR扩增出苯酚单加氧酶基因P3亚基（GenBank登录号:MW388722）。高通量测序结果显示该菌群主要含有Cupriavidus、Arthrobacter、Dyella、Cnoryebacterium等菌属,该降解菌群结构稳定。（2）从苯系物降解菌群中筛选出3株高效降解菌,其中苯系物降解菌Corynebacterium sp.AL-5可降解苯和甲苯,在28℃、pH值8.0、添加100 mg/L酵母粉条件下可在10 h内完全降解100 mg/L的苯,且通过苯酚、邻苯二酚和2-羟基粘糠酸半醛代谢途径降解苯。与 AL-5 相比,Achromobacter sp.ED-2、Diaphorobacter sp.ED-3 可以降解六种的BTEX类物质,ED-2与ED-3在56 h内可以完全降解50 mg/L的甲苯和乙苯。（3）利用AL-5、ED-2、ED-3与活性污泥混合加入生物滴滤池中循环挂膜,通入滴滤池内甲苯的浓度为600 mg/m3左右时,挂膜21 d后,陶粒与活性炭上生物膜量为114.1 g/kg,此时甲苯的去除率达到94%,当空塔停留时间为68 s时,甲苯的去除率稳定在94%以上,改变空塔停留时间为17 s时,甲苯的去除率降为33%。通过对生物膜群落结构分析,外加微生物中Diaphorobacter sp.稳定存在,说明对降解甲苯起着重要作用。本文对降解菌群和单菌进行了降解特性等研究,并通过生物滴滤池单菌强化活性污泥净化苯系物废气,获得了基础参数,对实际应用具有指导意义。
吕菁萍[8]（2021）在《海洋细菌生物膜产ROS及污染物降解研究》文中提出ROS（Reactive Oxygen Species,ROS）包括H2O2、O2·-、·OH等,在水体各类污染物的转化归趋中发挥着重要的作用。海洋微生物可以产生胞外ROS,为深海无光区提供ROS来源,并且这些生物源ROS可能对海洋环境中新兴污染物的转化具有重要影响。而在实际海洋环境中,海洋微生物更倾向于以生物膜形式生长,但生物膜对微生物产ROS性能的影响以及对污染物的转化及降解机制尚不清晰。本研究考察了典型海洋细菌——假交替单胞菌Pseudoalteromonas sp.GCY生物膜产ROS特性,同时考察了其对海洋环境中普遍检出的内分泌干扰物——双酚A（Bisphenol A,BPA）的降解特性及降解途径。首先,考察了GCY生物膜对其产ROS能力的影响及机理。泡沫炭载体及毛蛤载体对菌株GCY生长无毒害作用,两种载体也可促进GCY胞外O2·-的产生,泡沫炭载体可使GCY胞外H2O2产量提升。同时,以泡沫炭为载体对GCY进行挂膜培养,考察GCY生物膜产ROS的情况。结果表明,GCY生物膜体系中,胞外H2O2、O2·-以及·OH等ROS产量均高于游离菌体,其中生物膜体系H2O2产量及O2·-产量最高可达到游离态菌体体系的3.10和3.56倍,并且·OH的产量为游离菌体系的1.44倍。GCY生物膜体系的L-氨基酸氧化酶、脱氢酶活性、电子传递系统活性等指标均有所提高。以生物膜形式生长的GCY与游离态GCY相比,EPS组分中多糖和蛋白质含量均有提升,EPS总量增加了32.6%,这增强了细胞粘附性并减少ROS对细胞造成的损伤。其次,考察了GCY生物膜对以BPA为代表的新兴污染物的降解特性及其降解路径。结果表明,相较于游离菌体系,生物膜体系对BPA的72 h降解率有所提升。两体系对BPA降解均符合准一级反应动力学,生物膜体系中BPA的降解速率常数（k）为0.0425 h-1,大于游离菌体系的0.0374 h-1。并通过实验证实了两体系对BPA的降解均发生在胞外,且以胞外ROS介导的降解反应为主。降解过程中生物膜体系的H2O2,O2·-,·OH等ROS产量高于同时刻游离菌体系,这归因于生物膜体系L-氨基酸氧化酶活性的提高以及铁载体产量的提升。同时,在降解过程中,GCY生物膜体系检测到了更高的脱氢酶活性及电子传递系统活性,表现出更高的生物代谢活性。在GCY生物膜对BPA的降解过程中检测到包括异丙烯基苯酚在内的5种主要的中间产物,并由此推测BPA的主要降解途径为异丙基断裂。综上,本课题证实了海洋细菌生物膜具有更高的产ROS能力,以及更强污染物降解能力,为海洋无光环境中生物源ROS提供新视角,为全面评价海洋环境中污染物的转化与归趋奠定了理论依据。
蔡文娟[9]（2021）在《强化生物处理生活污水的高效混合菌群筛选及降解特性实验研究》文中研究指明本论文以兰州某城市污水处理厂生化池为研究对象,针对生化池运行不稳定带来的水质波动问题,开展了以投菌方式的生物强化技术研究。根据进出水水质检测结果得出的控制性影响因素来指导遴选对应降解菌株,构建混合降解菌群,实施其降解性能和强化效果实验研究,为解决城市污水处理厂由于进水水质波动而难以达标的问题提供了一条参考方法。根据进出水水质检测结果得出的控制性影响因素来指导遴选对应降解菌株:分别得到油脂降解菌YZ-1、反硝化菌FX-4和除磷菌CP-7,经鉴定分别为铜绿假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa）、施氏假单胞菌（Pseudomonas stutzeri）和产酸克雷伯氏菌（Klebsiella oxytoca）,72h内对油脂、硝酸盐氮和总磷的去除率分别为54.91%、40.02%和58.52%;得到以上三个纯菌株的最适宜接种量、pH、温度和氯化钠浓度。构建混合降解菌群以及开展降解性能实验。开展比例和降解性能比较,得出YZ-1:FX-4:CP-7体积比为1:2:2的混合菌YFC。得出混合菌YFC综合降解性能最佳的环境参数是菜籽油浓度为1g/L、pH为8、温度为30℃、共基质为乙酸钠、碳氮比为12:1。实施混合菌YFC的投加强化SBR降解性能实验研究。较之对照组R1,投加混合菌YFC的强化组R2对油脂、COD、总氮、氨氮、硝酸盐氮和总磷的平均去除率分别提高了6.2%、7.38%、15.91%、11.78%、3.04%和9.83%,在反应过程中强化组更易于启动,并能很好地应对水质的变化。借助高通量测序分析微生物多样性,发现混合菌YFC的投加改善了微生物群落结构,更有利于去除污染物。本研究通过筛选具有特定降解功能的菌种构建混合菌群应用于污水处理系统中,为利用生物强化技术应对城市污水处理厂日益严峻的水质冲击以及后期实际应用奠定了理论基础。
黄文媛[10]（2020）在《聚氨酯泡沫改性及其固定化细胞去除苯酚的研究》文中研究表明载体材料是构建固定化细胞体系的基础,材料性质直接影响细胞固定化的效率及其生物降解结果。因此,开展载体材料的改性研究对进一步理解材料特性与细胞固定化、生物降解的关系,进而构建高效的固定化细胞体系非常重要。本文在前期研究工作的基础上,探讨了聚氨酯泡沫材料表面改性、本体改性对苯酚降解菌产碱杆菌Alcaligenes sp.DN25固定化的影响,并进一步考察了不同改性聚氨酯泡沫固定化细胞体系对苯酚的去除效率。研究内容主要包括3个方面:（1）采用一步法合成聚氨酯泡沫材料,该材料孔隙率高、泡孔结构稳定,能有效固定苯酚降解菌DN25。研究发现,在固定化培养体系中添加Fe2+、Fe3+离子后,固定化的细胞干重分别提高了12.3%、20.9%,说明铁离子促进了菌株的固着生长。分别采用含铁物质磁性氧化铁表面涂敷、化学氧化-Fe2O3表面改性两种方法对聚氨酯泡沫（PUF）进行改性,结果表明,两种方法改性后的泡沫固定化细胞能在48 h内完全降解1160 mg/L苯酚,比未改性的PUF固定化细胞体系缩短了18 h。此外,研究发现前12 h内,苯酚的去除以载体泡沫吸附为主,平衡吸附率约为47.9%,说明固定化细胞体系去除苯酚的过程包括有载体吸附与生物降解的双重作用。进一步考察磁性氧化铁改性PUF固定化细胞体系在初始p H值为6.0-9.0,Na Cl浓度0%-4.0%条件下的苯酚去除情况以及固定化细胞的重复批次降解。结果表明,p H值为9.0、Na Cl浓度为4.0%的降解条件下,改性PUF固定化细胞体系分别在48 h、76 h内完全降解900 mg/L苯酚,并且固定化细胞在重复使用7个批次循环后,苯酚的去除率仍能保持100%,表明该固定化体系具有良好的环境适应性以及稳定性,为进一步发展实际应用奠定了基础。（2）分别采用壳聚糖、氧化石墨烯、磁性氧化铁对聚氨酯泡沫进行本体改性,结果表明,每百份多元醇中添加CS、GO、Fe3O4的添加量分别为2.00 g、0.20 g、1.00 g时,制备得到的改性聚氨酯泡沫材料较适合菌株生长,对应的固定化细胞完全去除1160 mg/L苯酚的时间分别为54 h、60 h、54 h,而未改性的PUF固定化细胞则需要66 h。当同时添加3种物质时,制备得到的GO-CS-Fe3O4-PUF复合泡沫材料固定的生物量比未改性的PUF材料提高了20.1%,复合泡沫材料固定化细胞完全去除1160 mg/L苯酚的时间为50 h。（3）开展了泡沫孔隙结构对固定化及苯酚去除的影响研究,当聚氨酯泡沫材料的孔径均值为150μm时,固定的生物量达到最大值为0.0253±0.0010 g,并且,固定化细胞在初始p H值6.0-9.0,Na Cl浓度0%-4.0%条件下对900 mg/L苯酚降解率的变化不显着。同时,该固定化细胞去除500mg/L苯酚重复使用11个批次仍能保持100%去除率,反映了该固定化细胞体系在环境条件变化和系统稳定性两方面的优势。
二、活性污泥和生物膜中降解苯酚的酵母（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、活性污泥和生物膜中降解苯酚的酵母（论文提纲范文）
（1）有机污染物胞外作用机理及微生物群体感应调控特征（论文提纲范文）
| 1 胞外聚合物（EPS）的组成和性质 |
| 2 EPS是难降解有机物进入微生物细胞的重要屏障 |
| 2.1 有机污染物的胞内外吸附降解作用 |
| 2.2 有机污染物代谢的多重诱导调控作用 |
| 3 EPS与有机污染物间的作用机理 |
| 3.1 EPS与有机污染物之间的物理作用（分配/吸附作用） |
| 3.2 EPS与有机污染物之间的化学作用（还原及电化学还原） |
| 3.3 EPS与有机污染物之间的生物作用（酶生物降 |
| 4 群体感应调控有机污染物去除机理 |
| 4.1 调控有机污染物降解基因 |
| 4.2 调控EPS成分促进有机物降解 |
| 4.3 调控微生物运动与趋化 |
| 4.4 调控微生物水平基因转移 |
| 4.5 调控优化微生物生长及群落结构 |
| 4.5.1 纯菌体系 |
| 4.5.2 复杂群落体系 |
| 5 展望 |
（2）Shewanella putrefaciens CN32非饱和生物膜对环境压力的响应以及与铬的相互作用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 非饱和生物膜简介 |
| 1.1.1 生物膜的形成和分类 |
| 1.1.2 非饱和生物膜的形态结构分析 |
| 1.1.3 非饱和生物膜的组成和功能 |
| 1.2 EPS简介 |
| 1.2.1 EPS的组成和功能 |
| 1.2.2 EPS的分类和提取 |
| 1.2.3 EPS的影响因素 |
| 1.2.4 EPS的应用 |
| 1.3 EPS与重金属的相互作用及其研究 |
| 1.3.1 重金属的污染现状 |
| 1.3.2 EPS对重金属的吸附原理 |
| 1.3.3 EPS与重金属相互作用分析方法 |
| 1.4 研究背景与内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 环境压力对S.putrefaciens CN32 非饱和生物膜的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 菌种与培养基 |
| 2.1.4 非饱和生物膜的培养 |
| 2.1.5 生物膜的获取及EPS的提取 |
| 2.1.6 EPS的组份定量分析 |
| 2.1.7 环境压力实验 |
| 2.1.8 非饱和生物膜表面形态分析 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 培养时间对非饱和生物膜胞内外大分子组分和表面形态的影响 |
| 2.2.2 渗透压对非饱和生物膜胞内外大分子组分和表面形态的影响 |
| 2.2.3 pH对非饱和生物膜胞内外大分子组分和表面形态的影响 |
| 2.2.4 温度对非饱和生物膜胞内外大分子组分和表面形态的影响 |
| 本章小结 |
| 第三章 S.putrefaciens CN32 非饱和生物膜与重金属Cr的相互作用 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 菌种与培养基 |
| 3.1.4 生物膜中重金属元素含量的测定 |
| 3.1.5 激光共聚焦显微镜(CLSM)分析 |
| 3.1.6 扫描电子显微镜(SEM)及电子能谱(EDS)分析 |
| 3.1.7 透射电子显微镜(TEM)分析 |
| 3.1.8 氧化还原电位(CV)分析 |
| 3.1.9 三维荧光光谱(3D-EEM)分析 |
| 3.1.10 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.1.11 X射线光电子能谱(XPS)分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 Cr(Ⅵ)浓度对非饱和生物膜生长影响 |
| 3.2.2 Cr胁迫下非饱和生物膜EPS的变化 |
| 3.2.3 非饱和生物膜对重金属Cr的吸附还原 |
| 3.2.4 Cr在非饱和生物膜中的分布 |
| 3.2.5 生物膜表面形态结构及内部结构变化 |
| 3.2.6 有机荧光团变化分析 |
| 3.2.7 官能团变化分析 |
| 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 主要研究结论 |
| 4.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（3）活性焦强化生物降解煤热解废水环状化合物性能与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 煤热解工业的产生与发展 |
| 1.1.2 煤热解废水的来源与特性 |
| 1.1.3 煤热解废水处理存在的问题与难点 |
| 1.2 煤热解废水中的环状化合物研究 |
| 1.2.1 环状化合物的毒性 |
| 1.2.2 环状化合物的降解性 |
| 1.2.3 环状化合物的生物毒性与生物降解性的关联 |
| 1.3 废水处理工艺对环状化合物的去除性能 |
| 1.3.1 物理化学工艺对环状化合物的去除性能 |
| 1.3.2 生化工艺对环状化合物的去除性能 |
| 1.4 活性焦强化生物降解环状化合物的研究 |
| 1.4.1 活性焦特性 |
| 1.4.2 活性焦强化生物降解环状化合物的作用 |
| 1.5 课题研究的目的和意义 |
| 1.5.1 课题的来源 |
| 1.5.2 研究目的与意义 |
| 1.6 课题研究内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料和仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 生物毒性试验 |
| 2.2.2 纳米Fe_3O_4负载活性焦的制备 |
| 2.2.3 吸附试验 |
| 2.2.4 活性焦强化微生物降解环状化合物的静态试验 |
| 2.2.5 活性焦强化微生物降解环状化合物的动态试验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规分析方法 |
| 2.3.2 降解产物测定 |
| 2.3.3 胞外聚合物的提取与测定 |
| 2.3.4 材料理化性质表征 |
| 2.3.5 微生物分子生物学检测及数据处理 |
| 第3章 活性焦吸附去除环状化合物性能与机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 典型环状化合物生物毒性 |
| 3.2.1 典型环状化合物单组分生物毒性 |
| 3.2.2 典型环状化合物多组分联合毒性 |
| 3.3 活性焦吸附环状化合物性能与影响因素 |
| 3.3.1 活性焦与活性炭吸附环状化合物的性能对比 |
| 3.3.2 活性焦吸附环状化合物过程的影响因素 |
| 3.4 活性焦吸附典型环状化合物动力学及热力学行为 |
| 3.4.1 典型环状化合物的理化性质 |
| 3.4.2 活性焦吸附典型环状化合物动力学行为 |
| 3.4.3 活性焦吸附典型环状化合物热力学行为 |
| 3.5 活性焦吸附煤热解废水环状化合物作用机制 |
| 3.5.1 活性焦理化性质表征 |
| 3.5.2 活性焦吸附环状化合物及减毒机制分析 |
| 3.6 活性焦吸附位点的原位生物再生 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 活性焦强化微氧生物降解环状化合物性能与机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 活性焦强化微氧生物降解环状化合物的影响因素 |
| 4.2.1 酚浓度的影响 |
| 4.2.2 氮杂环和多环芳烃的影响 |
| 4.2.3 水力停留时间的影响 |
| 4.3 活性焦强化微氧生物降解环状化合物的性能 |
| 4.3.1 环状化合物的去除性能 |
| 4.3.2 生物毒性和可生化性的改变 |
| 4.4 活性焦强化微氧生物降解环状化合物的生物特性 |
| 4.4.1 活性污泥特性 |
| 4.4.2 微生物群落特性 |
| 4.5 活性焦强化微氧生物降解环状化合物的机制 |
| 4.5.1 活性焦的弹性吸附 |
| 4.5.2 活性焦强化微氧生物群落的分化 |
| 4.5.3 活性焦强化微氧生物群落的代谢功能 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化微氧生物降解环状化合物性能与机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化微氧生物降解环状化合物的影响因素 |
| 5.2.1 酚浓度的影响 |
| 5.2.2 活性焦投量和HRT的影响 |
| 5.3 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化微氧生物降解环状化合物的性能 |
| 5.3.1 环状化合物的去除性能 |
| 5.3.2 生物毒性和可生化性的改变 |
| 5.4 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化微氧生物降解环状化合物的生物特性 |
| 5.4.1 活性污泥特性 |
| 5.4.2 微生物群落特性 |
| 5.5 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化微氧生物降解环状化合物的机制 |
| 5.5.1 纳米Fe_3O_4负载活性焦对微生物体系的电化学强化作用 |
| 5.5.2 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化环状化合物降解的宏基因组学分析 |
| 5.5.3 纳米Fe_3O_4负载活性焦强化环状化合物降解的途径与机制 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）产电细菌及碳/铁基导电材料促进微生物电子传递强化发酵联产氢气和甲烷研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 前言 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 生物氢烷气的研究意义 |
| 1.2 微生物发酵制氢机理及电子传递强化 |
| 1.2.1 微生物发酵制氢气的反应机理 |
| 1.2.2 产氢菌NADH平衡调控及电子传递强化 |
| 1.3 微生物发酵制甲烷机理及电子传递强化 |
| 1.3.1 微生物发酵制甲烷的反应机理 |
| 1.3.2 产甲烷菌群种间电子传递机制与比较 |
| 1.4 本文的研究目的和内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 实验设备与方法 |
| 2.1 菌种的分离和培养 |
| 2.1.1 纯菌培养基的配制 |
| 2.1.2 纯菌培养方法 |
| 2.1.3 混合菌种培养基的配制 |
| 2.1.4 混合菌种的分离和富集 |
| 2.2 实验设备 |
| 2.2.1 微生物发酵产气系统 |
| 2.2.2 其他实验设备 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 生物质成分测试方法 |
| 2.3.2 微生物及导电材料微观理化表征 |
| 2.3.3 溶解性成分测试方法 |
| 2.3.4 微生物氢酶、电子传递系统活性及NAD(H/~+)含量测试方法 |
| 2.3.5 微生物电化学测试方法 |
| 2.3.6 微生物胞外聚合物的提取与表征方法 |
| 2.3.7 微生物群落结构分析及功能预测方法 |
| 2.3.8 气相成分和液相代谢产物测试方法 |
| 2.3.9 发酵产气及底物代谢的数据分析与计算 |
| 3 产电细菌与产氢细菌组成互营产氢体系的电子传递机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方案 |
| 3.2.1 金属还原地杆菌、混合产氢菌种及细胞色素c材料 |
| 3.2.2 暗发酵产氢 |
| 3.3 金属还原地杆菌及其胞外聚合物促进暗发酵产氢 |
| 3.3.1 金属还原地杆菌与产氢菌不同接种比下的发酵产氢性能 |
| 3.3.2 金属还原地杆菌及其多层胞外聚合物对暗发酵产氢影响 |
| 3.4 金属还原地杆菌及其胞外聚合物对产氢菌的胞内代谢影响 |
| 3.4.1 产氢菌的氢酶活性 |
| 3.4.2 产氢菌的电子传统系统活性 |
| 3.4.3 产氢菌的NAD(H/~+)水平 |
| 3.5 金属还原地杆菌及其胞外聚合物提升产氢系统电化学性能 |
| 3.6 金属还原地杆菌及其胞外聚合物对产氢菌群结构的影响 |
| 3.7 金属还原地杆菌胞外聚合物的三维荧光光谱分析 |
| 3.8 细胞色素c促进暗发酵产氢 |
| 3.9 金属还原地杆菌与产氢菌互营代谢促进暗发酵产氢机理 |
| 3.10 本章小结 |
| 4 产电细菌与甲烷古菌互营产甲烷:生物膜成分与电化学性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方案 |
| 4.2.1 菌种及材料 |
| 4.2.2 硫还原地杆菌与甲烷八叠球菌共培养产甲烷 |
| 4.3 外源碳毡和电刺激下共培养体系产气性能 |
| 4.4 外源碳毡和电刺激下共培养体系生物膜的微观形貌 |
| 4.5 外源碳毡和电刺激下共培养体系电化学性能的响应机制 |
| 4.5.1 碳毡生物膜的电化学性能 |
| 4.5.2 悬浮液的电化学性能 |
| 4.6 外源碳毡和电刺激对共培养体系胞外聚合物的影响 |
| 4.6.1 碳毡生物膜胞外聚合物的三维荧光光谱分析 |
| 4.6.2 碳毡生物膜胞外聚合物中多糖浓度变化 |
| 4.6.3 悬浮液胞外聚合物的三维荧光光谱分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 沸石咪唑酯骨架衍生多孔碳促进发酵产甲烷的电子传递 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方案 |
| 5.2.1 沸石咪唑酯骨架及其衍生多孔碳材料的制备 |
| 5.2.2 厌氧发酵菌种 |
| 5.2.3 厌氧发酵产甲烷 |
| 5.3 沸石咪唑酯骨架及其衍生多孔碳材料的微观表征 |
| 5.4 沸石咪唑酯骨架衍生多孔碳促进乙醇发酵产甲烷 |
| 5.5 沸石咪唑酯骨架衍生多孔碳提升产甲烷系统的电化学性能 |
| 5.6 多孔碳弱化纳米导线/血红素蛋白介导的种间直接电子传递 |
| 5.7 多孔碳强化氧化还原胞外聚合物介导的种间间接电子传递 |
| 5.7.1 胞外聚合物的三维荧光光谱分析 |
| 5.7.2 胞外聚合物的红外光谱分析 |
| 5.7.3 胞外聚合物的电化学性能变化 |
| 5.8 沸石咪唑酯骨架衍生多孔碳对菌群结构的影响 |
| 5.9 沸石咪唑酯骨架衍生多孔碳促进微生物种间电子传递机理 |
| 5.10 本章小结 |
| 6 磁铁矿纳米颗粒促进产氢菌及产甲烷菌电子传递 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验方案 |
| 6.2.1 发酵细菌及磁铁矿纳米颗粒 |
| 6.2.2 第一阶段暗发酵产氢 |
| 6.2.3 第二阶段厌氧发酵产甲烷 |
| 6.3 磁铁矿纳米颗粒促进第一阶段暗发酵产氢 |
| 6.3.1 磁铁矿纳米颗粒对产气肠杆菌的细胞微观形貌影响 |
| 6.3.2 磁铁矿纳米颗粒对产气肠杆菌的产氢路径和氢酶活性影响 |
| 6.3.3 磁铁矿纳米颗粒促进产气肠杆菌的胞内电子传递 |
| 6.3.4 磁铁矿纳米颗粒促进产气肠杆菌发酵产氢 |
| 6.4 磁铁矿纳米颗粒促进第二阶段厌氧发酵产甲烷 |
| 6.4.1 磁铁矿纳米颗粒促进产氢尾液厌氧发酵产甲烷 |
| 6.4.2 磁铁矿纳米颗粒对产甲烷菌电子传递能力及胞外聚合物影响 |
| 6.4.3 磁铁矿纳米颗粒对产甲烷菌群结构的影响 |
| 6.4.4 产甲烷代谢功能分析 |
| 6.5 磁铁矿纳米颗粒促进发酵联产氢气和甲烷机理 |
| 6.6 两阶段发酵联产氢气和甲烷的能量转化效率 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 产电细菌与纳米磁铁矿杂化体系促进生物质联产氢气和甲烷 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验方案 |
| 7.2.1 水花生原料及发酵菌种 |
| 7.2.2 水花生原料发酵产氢/产甲烷实验 |
| 7.2.3 地杆菌-磁铁矿纳米颗粒杂化体系的制备 |
| 7.2.4 地杆菌-磁铁矿纳米颗粒杂化体系促进水花生发酵联产氢气和甲烷 |
| 7.3 水花生原料成分及发酵产气性能 |
| 7.3.1 水花生原料成分随收获月份的变化规律 |
| 7.3.2 不同月份收获的水花生发酵产氢性能 |
| 7.3.3 发酵产氢尾液联产甲烷性能 |
| 7.3.4 不同月份收获的水花生单阶段发酵产甲烷性能 |
| 7.3.5 不同月份收获的水花生发酵产气的能量转化效率 |
| 7.4 地杆菌-磁铁矿纳米颗粒杂化体系表征 |
| 7.4.1 地杆菌-磁铁矿纳米颗粒杂化体系的表观形貌 |
| 7.4.2 地杆菌-磁铁矿纳米颗粒杂化体系的电化学性能 |
| 7.5 地杆菌-磁铁矿纳米颗粒杂化体系提升水花生发酵产气性能 |
| 7.6 本章小结 |
| 8 全文总结 |
| 8.1 全文总结 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 工作不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（5）解淀粉芽孢杆菌生物膜对废水中染料和亚硝酸盐的吸附去除研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水环境污染现状 |
| 1.1.1 染料废水的特点、来源及危害 |
| 1.1.2 孔雀石绿、甲基蓝的危害及污染现状 |
| 1.1.3 亚硝酸盐的来源、危害及污染现状 |
| 1.2 环境废水的处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 孔雀石绿、甲基蓝及亚硝酸盐的去除现状 |
| 1.3.1 孔雀石绿的去除现状 |
| 1.3.2 甲基蓝的去除现状 |
| 1.3.3 亚硝酸盐的去除现状 |
| 1.4 生物膜概述 |
| 1.4.1 生物膜的特性 |
| 1.4.2 生物膜的应用 |
| 1.5 本课题的研究内容、目的及意义 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 B.amyloliquefaciens DT生物膜特性及培养条件探究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.2.1 实验所用菌株来源 |
| 2.2.2 所用试剂及培养基的培养 |
| 2.2.3 主要仪器设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 生物膜的制备和EPS提取方法 |
| 2.3.2 生物膜组分测定 |
| 2.3.3 场发射扫描电镜(FE-SEM) |
| 2.3.4 透射电镜(TEM) |
| 2.3.5 生物膜生长条件优化 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 生物膜组成分析 |
| 2.4.2 生物膜的表征 |
| 2.4.3 pH对生物膜产量的影响 |
| 2.4.4 培养温度及静置温度对生物膜产量的影响 |
| 2.4.5 培养时间对生物膜产量的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 生物膜对阳离子染料的吸附特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 生物膜吸附染料前后的表征测定 |
| 3.3.2 梯度吸附实验分析单因素对吸附效率的影响 |
| 3.3.3 吸附动力学实验 |
| 3.3.4 吸附等温线实验 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 扫描电镜分析生物膜吸附阳离子染料后的变化 |
| 3.4.2 FTIR分析生物膜吸附阳离子染料的相关官能团 |
| 3.4.3 XPS分析生物膜吸附阳离子染料的相关官能团 |
| 3.4.4 生物膜用量、pH、温度对生物膜吸附效率的影响 |
| 3.4.5 吸附动力学分析 |
| 3.4.6 吸附等温线分析 |
| 3.4.7 吸附热力学分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 生物膜对阴离子染料的吸附特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 生物膜吸附甲基蓝前后的表征测定 |
| 4.3.2 梯度吸附实验分析单因素对吸附效率的影响 |
| 4.3.3 吸附动力学实验 |
| 4.3.4 吸附等温线实验 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 扫描电镜分析生物膜吸附阴离子染料后的变化 |
| 4.4.2 FTIR分析生物膜吸附阴离子染料的相关官能团 |
| 4.4.3 XPS分析生物膜吸附阴离子染料的相关官能团 |
| 4.4.4 生物膜用量、pH、温度对生物膜吸附效率的影响 |
| 4.4.5 吸附动力学分析 |
| 4.4.6 吸附等温线分析 |
| 4.4.7 吸附热力学分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 生物膜去除废水中亚硝酸盐的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 生物膜的制备 |
| 5.3.2 场发射扫描电镜(FE-SEM) |
| 5.3.3 傅立叶红外光谱(FT-IR) |
| 5.3.4 X射线光电子能谱(XPS) |
| 5.3.5 zeta电位测定 |
| 5.3.6 梯度吸附实验分析单因素对吸附效率的影响 |
| 5.3.7 吸附动力学实验 |
| 5.3.8 吸附等温线实验 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 扫描电镜表征生物膜吸附亚硝酸盐前后的变化 |
| 5.4.2 FTIR分析生物膜吸附亚硝酸盐的相关官能团 |
| 5.4.3 XPS分析生物膜吸附亚硝酸盐的相关官能团 |
| 5.4.4 Zeta电位分析生物膜处理亚硝酸盐前后的变化 |
| 5.4.5 生物膜用量、pH、共存离子、温度以及亚硝酸盐浓度对生物膜吸附效率的影响 |
| 5.4.6 吸附动力学分析 |
| 5.4.7 吸附等温线分析 |
| 5.4.8 吸附热力学分析 |
| 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 |
| 攻读硕士期间发表的论文 |
（6）基于部分Anammox一体化工艺构建及处理模拟城市污水脱氮效能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物脱氮工艺 |
| 1.2.1 硝化/反硝化 |
| 1.2.2 短程硝化/反硝化 |
| 1.3 厌氧氨氧化 |
| 1.3.1 厌氧氨氧化反应发现 |
| 1.3.2 厌氧氨氧化菌的分类 |
| 1.3.3 厌氧氨氧化菌的细胞形态和结构 |
| 1.4 厌氧氨氧化一体化工艺型式 |
| 1.4.1 基于短程硝化的一体化厌氧氨氧化(PN-Anammox) |
| 1.4.2 基于短程反硝化的一体化厌氧氨氧化(PD-Anammox) |
| 1.4.3 基于硝酸盐异化还原的一体化厌氧氨氧化(DNRA-Anammox) |
| 1.4.4 其他一体化Anammox工艺 |
| 1.4.5 技术和经济性比较 |
| 1.5 厌氧氨氧化影响因素 |
| 1.5.1 溶解氧(dissolved oxygen,DO) |
| 1.5.2 温度 |
| 1.5.3 pH |
| 1.5.4 有机物和C/N比 |
| 1.5.5 基质浓度 |
| 1.5.6 无机碳(Inorganic carbon,IC) |
| 1.5.7 盐度 |
| 1.5.8 HRT |
| 1.5.9 污泥龄 |
| 1.5.10 重金属 |
| 1.6 研究目的及内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 接种污泥 |
| 2.1.3 实验用水和水质 |
| 2.1.4 使用试剂和仪器 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 常规水质分析方法 |
| 2.2.2 水质指标计算公式 |
| 2.2.3 生物量测定 |
| 2.2.4 活性测定 |
| 2.2.5 细胞色素c的测定 |
| 2.2.6 胞外聚合物分析 |
| 2.2.7 扫描电镜(SEM)分析 |
| 2.2.8 生物膜样品16SrRNA的PCR扩增 |
| 2.2.9 高通量测序 |
| 第3章 AnSBBR-Anammox处理低氨氮废水研究 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 AnSBBR反应器 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 启动阶段脱氮性能 |
| 3.2.2 启动效果对比 |
| 3.2.3 EPS分析 |
| 3.2.4 FT-IR红外分析 |
| 3.2.5 三维荧光分析 |
| 3.2.6 微生物分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 AnSBBR-Anammox工艺优化研究 |
| 4.1 实验设计 |
| 4.1.1 实验装置 |
| 4.2 处理效果 |
| 4.2.1 脱氮效能 |
| 4.2.2 参数对脱氮影响 |
| 4.2.3 微生物分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 An SBBR-Anammox工艺对C/N耐受性能研究 |
| 5.1 实验设计 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 脱氮性能 |
| 5.2.2 恢复性能 |
| 5.2.3 EPS分析 |
| 5.2.4 微生物群落分析 |
| 5.2.5 功能基因与机制分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 低氧SBBR-Anammox工艺处理模拟生活废水研究 |
| 6.1 实验内容 |
| 6.1.1 实验装置 |
| 6.1.2 实验设计 |
| 6.2 自然条件下系统脱氮研究 |
| 6.2.1 脱氮性能 |
| 6.2.2 分时测定 |
| 6.2.3 SAA分析 |
| 6.2.4 EPS分析 |
| 6.2.5 SEM分析 |
| 6.2.6 微生物群落特征分析 |
| 6.2.7 相关性分析和展望 |
| 6.3 羟胺添加影响 |
| 6.3.1 脱氮性能 |
| 6.3.2 分时测定 |
| 6.3.3 SAA与血红素分析 |
| 6.3.4 微生物群落分析 |
| 6.3.5 RDA分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 不足及展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
| 主要术语和缩写表 Nomenclature and abbreviations |
（7）高效苯系物降解菌强化生物滤池及其处理甲苯性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 苯系物性质概述 |
| 1.1.2 苯系物污染现状 |
| 1.2 苯系物修复技术 |
| 1.3 苯系物降解菌研究进展 |
| 1.3.1 苯系物降解菌 |
| 1.3.2 微生物群落结构研究 |
| 1.3.3 苯系物代谢途径的研究 |
| 1.3.4 苯系物降解动力学研究 |
| 1.4 生物强化去除苯系物废气的研究 |
| 1.4.1 生物去除苯系物废气设备 |
| 1.4.2 挂膜填料的比选 |
| 1.4.3 影响生物滤池去除的限制因素 |
| 1.5 研究的目的和意义 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 苯系物高效降解菌群富集及其降解机理研究 |
| 2.1 实验材料及仪器 |
| 2.1.1 苯系物污染土壤 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 主要试剂与设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 苯系物降解菌群的富集 |
| 2.2.2 菌群降解苯的特性研究 |
| 2.2.3 菌群降解苯的中间代谢产物的鉴定 |
| 2.2.4 菌群对苯酚、邻苯二酚、BTEX混合物的降解特性 |
| 2.2.5 菌群群落结构解析 |
| 2.2.6 菌群降解苯功能基因的检测 |
| 2.2.7 检测方法 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 高效苯降解菌群富集 |
| 2.3.2 菌群降解苯系物的特性 |
| 2.3.3 最优条件下菌群降解苯的特性 |
| 2.3.4 菌群降解苯的代谢途径解析 |
| 2.3.5 菌群降解苯系物的功能基因 |
| 2.3.6 菌群对BTEX降解 |
| 2.3.7 群落结构解析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 苯系物降解菌的筛选及其降解动力学的研究 |
| 3.1 实验材料及仪器 |
| 3.1.1 生物材料 |
| 3.1.2 培养基 |
| 3.1.3 主要试剂与设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 苯系物降解菌的筛选 |
| 3.2.2 菌株的鉴定 |
| 3.2.3 菌株降解特性的研究 |
| 3.2.4 菌株降解苯、乙苯中间产物的鉴定 |
| 3.2.5 菌株对BTEX降解特性 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 苯系物降解菌的鉴定及系统发育树 |
| 3.3.2 苯系物降解菌降解特性 |
| 3.3.4 最优条件下菌株对苯、乙苯的降解特性 |
| 3.3.5 代谢途径解析 |
| 3.3.6 各菌株对混合苯系物降解特性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 生物滴滤池处理含甲苯废气的研究 |
| 4.1 实验材料及仪器 |
| 4.1.1 苯系物降解菌 |
| 4.1.2 生物滤池填料 |
| 4.1.3 实验装置 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 填料的理化性能表征 |
| 4.2.2 反应器挂膜及微生物膜的提取 |
| 4.2.3 稳定阶段生物膜群落结构解析 |
| 4.2.4 稳定阶段污染物空塔停留时间对生物滴滤池去除甲苯能力的影响 |
| 4.2.5 气体中甲苯浓度分析测试方法 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 填料的理化性质 |
| 4.3.2 生物滴滤池反应器的启动 |
| 4.3.3 不同停留时间对生物滴滤池去除甲苯的影响 |
| 4.3.4 生物滴滤池内生物膜量变化情况 |
| 4.3.5 扫描电镜分析 |
| 4.3.6 生物膜群落结构分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（8）海洋细菌生物膜产ROS及污染物降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 海洋环境中生物源ROS |
| 1.1.1 ROS概述 |
| 1.1.2 生物源ROS |
| 1.2 新兴污染物的生物降解 |
| 1.2.1 新兴污染物概述 |
| 1.2.2 新兴污染物的生物去除 |
| 1.2.3 海洋新兴污染物的生物去除 |
| 1.3 生物载体对微生物代谢的影响 |
| 1.3.1 生物载体对微生物生长代谢的影响 |
| 1.3.2 海洋中生物载体及其对微生物的影响 |
| 1.4 研究内容及意义 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容及技术路线 |
| 2 实验材料及方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌种来源 |
| 2.1.2 培养基及实验试剂 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.1.4 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 菌株培养 |
| 2.2.2 膜上生物量测定及生物膜表征 |
| 2.2.3 生理生化特性分析 |
| 2.2.4 胞外ROS的测定 |
| 2.2.5 酶活及相关指标的测定 |
| 2.2.6 生物膜对OMPs降解的影响 |
| 2.2.7 污染物及降解中间产物检测 |
| 3 海洋细菌GCY生物膜产ROS特性 |
| 3.1 .载体材料对GCY产ROS的影响 |
| 3.1.1 载体材料对游离态GCY生长的影响 |
| 3.1.2 载体材料对游离态GCY产ROS的影响 |
| 3.2 生物膜对GCY产ROS的影响 |
| 3.2.1 生物膜的表征 |
| 3.2.2 生物膜与游离态菌体ROS产量 |
| 3.3 载体对GCY产ROS的影响机理初探 |
| 3.3.1 载体存在对相关酶活的影响 |
| 3.3.2 生物膜对相关酶活性的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 海洋细菌生物膜降解典型新兴污染物 |
| 4.1 生物膜对典型新型污染物生物降解特性 |
| 4.2 GCY生物膜降解BPA的机制 |
| 4.2.1 降解定位实验 |
| 4.2.2 活性物种分析 |
| 4.2.3 BPA降解途径 |
| 4.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（9）强化生物处理生活污水的高效混合菌群筛选及降解特性实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污水生物强化处理研究进展 |
| 1.2.1 生物强化技术处理污水的发展 |
| 1.2.2 生物强化技术的作用机理 |
| 1.2.3 生物强化技术的应用 |
| 1.2.4 高效混合菌群处理污水的研究 |
| 1.3 研究目的及内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 创新点及技术路线 |
| 1.4.1 创新点 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 第2章 高效降解菌的筛选、鉴定及降解性能研究 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌种分离源 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 实验主要仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 理化分析项目及方法 |
| 2.2.2 微生物学分析项目及方法 |
| 2.2.3 微生物的形态观察及鉴定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 油脂降解菌的筛选、鉴定及降解性能研究 |
| 2.3.2 反硝化菌的筛选、鉴定及降解性能研究 |
| 2.3.3 除磷菌的筛选、鉴定及降解性能研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 混合菌群的构建 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 菌种 |
| 3.1.2 培养基 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 理化分析项目及方法 |
| 3.2.2 菌株间拮抗作用实验 |
| 3.2.3 菌株复配方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 菌株间拮抗作用 |
| 3.3.2 FX-4与CP-7复配 |
| 3.3.3 YZ-1与FC复配 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 混合菌群降解性能的探究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 菌种 |
| 4.1.2 培养基 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 生长曲线的测定 |
| 4.2.2 初始油浓度的影响 |
| 4.2.3 pH的影响 |
| 4.2.4 温度的影响 |
| 4.2.5 共基质的影响 |
| 4.2.6 碳氮比的影响 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 生长曲线的测定 |
| 4.3.2 初始油浓度的影响 |
| 4.3.3 pH的影响 |
| 4.3.4 温度的影响 |
| 4.3.5 共基质的影响 |
| 4.3.6 碳氮比的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 混合菌群强化生物处理生活污水的初探实验 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.2 结果和讨论 |
| 5.2.1 混合菌群对生活污水强化处理的效果 |
| 5.2.2 微生物种群变化的分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 总结和展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
（10）聚氨酯泡沫改性及其固定化细胞去除苯酚的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 苯酚污染废水的处理技术概述 |
| 1.2.1 吸附法 |
| 1.2.2 生物降解法 |
| 1.3 聚氨酯泡沫材料的概述 |
| 1.3.1 聚氨酯泡沫材料的合成及其特性 |
| 1.3.2 聚氨酯泡沫在环境处理中的应用 |
| 1.4 .聚氨酯泡沫材料改性的研究概况 |
| 1.4.1 聚氨酯泡沫的改性 |
| 1.4.2 聚氨酯泡沫的改性方法 |
| 1.5 课题研究的意义与主要内容 |
| 第二章 表面改性聚氨酯泡沫去除苯酚的研究 |
| 2.1 实验材料和设备 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.1.3 实验菌株和培养基 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 聚氨酯泡沫材料的制备 |
| 2.2.2 聚氨酯泡沫材料的预处理 |
| 2.2.3 氧化铁(Fe_2O_3)浸涂改性 |
| 2.2.4 磁性氧化铁(Fe_3O_4)浸涂改性 |
| 2.2.5 菌株DN25 种子液的制备 |
| 2.2.6 聚氨酯泡沫固定化细胞的制备 |
| 2.2.7 苯酚去除实验 |
| 2.2.8 重用性研究 |
| 2.2.9 分析及表征方法 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 固定化细胞的扫描电镜图 |
| 2.3.2 固定化细胞的生物量 |
| 2.3.3 铁离子对固定化菌株生长的影响 |
| 2.3.4 含铁物质对聚氨酯泡沫的表面改性 |
| 2.3.5 固定化细胞对不同浓度苯酚的去除 |
| 2.3.6 磁性氧化铁表面改性泡沫固定化细胞去除苯酚 |
| 2.3.7 磁性氧化铁添加量的影响 |
| 2.3.8 苯酚浓度的影响 |
| 2.3.9 初始pH值的影响 |
| 2.3.10 NaCl浓度的影响 |
| 2.3.11 固定化细胞的重用性 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 本体改性聚氨酯泡沫去除苯酚的研究 |
| 3.1 实验材料和设备 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验设备与型号 |
| 3.1.3 实验菌株和培养基 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 壳聚糖改性聚氨酯泡沫材料的制备 |
| 3.2.2 磁性氧化铁改性聚氨酯泡沫材料的制备 |
| 3.2.3 氧化石墨烯(GO)改性聚氨酯泡沫的制备 |
| 3.2.4 GO-CS-Fe_3O_4聚氨酯泡沫复合材料的制备 |
| 3.2.5 不同孔径聚氨酯泡沫的制备 |
| 3.2.6 聚氨酯泡沫固定化细胞制备 |
| 3.2.7 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 壳聚糖改性泡沫固定生物量以及去除苯酚结果 |
| 3.3.2 磁性氧化铁改性泡沫固定生物量以及去除苯酚结果 |
| 3.3.3 氧化石墨烯(GO)改性泡沫固定生物量以及去除苯酚结果 |
| 3.3.4 GO-CS-Fe_3O_4-PUF复合材料固定生物量以及去除苯酚结果 |
| 3.3.5 泡沫孔径大小的影响 |
| 3.3.6 初始pH值的影响 |
| 3.3.7 NaCl浓度的影响 |
| 3.3.8 重复批次降解 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
四、活性污泥和生物膜中降解苯酚的酵母（论文参考文献）
- [1]有机污染物胞外作用机理及微生物群体感应调控特征[J]. 刘亚南,朱颖楠,王瑾丰,丁丽丽,任洪强. 工业水处理, 2021(06)
- [2]Shewanella putrefaciens CN32非饱和生物膜对环境压力的响应以及与铬的相互作用[D]. 安辉. 大连理工大学, 2021(01)
- [3]活性焦强化生物降解煤热解废水环状化合物性能与机制[D]. 郑梦启. 哈尔滨工业大学, 2021
- [4]产电细菌及碳/铁基导电材料促进微生物电子传递强化发酵联产氢气和甲烷研究[D]. 李慧. 浙江大学, 2021
- [5]解淀粉芽孢杆菌生物膜对废水中染料和亚硝酸盐的吸附去除研究[D]. 张怡屏. 浙江大学, 2021(01)
- [6]基于部分Anammox一体化工艺构建及处理模拟城市污水脱氮效能研究[D]. 陈加波. 太原理工大学, 2021(01)
- [7]高效苯系物降解菌强化生物滤池及其处理甲苯性能研究[D]. 张磊. 华东理工大学, 2021(08)
- [8]海洋细菌生物膜产ROS及污染物降解研究[D]. 吕菁萍. 大连理工大学, 2021(01)
- [9]强化生物处理生活污水的高效混合菌群筛选及降解特性实验研究[D]. 蔡文娟. 兰州理工大学, 2021(01)
- [10]聚氨酯泡沫改性及其固定化细胞去除苯酚的研究[D]. 黄文媛. 广西大学, 2020