一、立式组合加氧过滤循环水族净化系统（论文文献综述）
王巧宁[1]（2021）在《魔鬼弧菌L2-2和豚鼠气单胞菌GLB-10对磺胺类抗生素的代谢途径与分子机制研究》文中指出环境中的抗生素及抗性基因污染已经成为21世纪最受关注的新兴污染物之一,其中磺胺类（SAs）抗生素由于使用量大、环境检出频率高而备受关注。细菌由于繁殖速度快、受环境限制小、无二次污染等原因在有机污染物去除领域应用广泛。本文的主要研究内容包括SAs转化/降解菌株的筛选、不同菌株对SAs的转化/降解途径的分析、菌株转化/降解SAs可能的分子机制研究,以及混合菌株对SAs的降解效果与途径研究。具体内容如下:1.SAs类抗生素转化/降解菌株的筛选与鉴定以SAs类抗生素中最常检出的磺胺甲恶唑（SMX）为唯一碳源,以微生物资源丰富的河口水和河口沉积物为菌株来源,筛选能够适应淡水河海水环境的高效转化/降解SMX的菌株,最终分离出3株具有SMX转化/降解能力的单菌株,包括魔鬼弧菌L2-2（Vibrio diabolicus）、豚鼠气单胞菌GLB-10（Aeromonas caviae）和Catellibacterium terrae MMR-2-1,对SMX的降解率分别为27.79%、15.85%和9.96%。2.魔鬼弧菌L2-2对SAs的转化途径和转化效果分析分离到一株能不同程度代谢9种SAs抗生素的海洋细菌——魔鬼弧菌（Vibrio diabolicus,L2-2）。与含有苯胺或对氨基苯磺胺的SAs及其类似物相比,含N-O杂环结构的SAs更容易被菌株L2-2转化为N4-乙酰化代谢物及其异恶唑环重排异构体。L2-2能同时代谢多种SAs类抗生素,对磺胺噻唑（STZ）、磺胺间甲氧嘧啶（SMT）、磺胺嘧啶（SDZ）、磺胺甲恶唑（SMX）和磺胺恶唑（SIX）5种抗生素6天转化率分别达到29.39±5.63%、24.97±4.45%、79.41±4.05%、64.64±1.71%和32.82±4.46%。此外,对SAs生物转化影响因素进行了研究,发现五种SAs的转化率对不同环境因子的响应略有不同,生物转化最优条件为:SAs初始浓度低于100 mg/L、中性或弱碱性介质、盐度范围10‰-20‰、外加碳源如葡萄糖、蔗糖、甘油等。此外,SAs经L2-2转化后对大肠杆菌的毒性显着降低,说明通过L2-2转化是一种有效的SAs降毒手段。3.魔鬼弧菌L2-2转化SMX可能的分子机制研究通过转录组分析技术研究了L2-2对抑菌浓度（10 mg/L）的SMX的潜在抗性及其生物转化机制,并通过RT-qPCR手段研究了抗性和转化关键基因对环境浓度（0.1-10μg/L）SMX的响应。根据显着富集的KEGG通路分析,SMX可显着影响L-亮氨酸降解、L-异亮氨酸降解和脂肪酸代谢,并最终可能导致细胞内乙酰辅酶A的减少。L2-2对SMX的抗性机制可归纳为:增强膜转运功能、加强抗氧化系统、核糖体保护以及反应调节蛋白和修复蛋白的过表达。芳胺N-乙酰转移酶（NAT）、细胞色素c553（CYC-553）和酰基辅酶A合成酶（ACS）可能是SMX生物转化的关键酶。菌株L2-2暴露于1μg/L的SMX时,SMX羟基化相关基因cyc-553显着上调,而SMX乙酰化相关基因nat未被激活。此外,在10μg/L的SMX胁迫下,菌株L2-2的膜运输和抗氧化活性也被激活。研究还发现,与抗菌浓度相比,L2-2对低浓度SMX的反应略有不同。如,环境浓度的SMX胁迫可能抑制药物外排泵,而在抗菌浓度下药物外排泵明显增强。此外,环境浓度的SMX会使菌株L2-2产生更多的能量来维持正常的生理活动,而抗菌浓度的SMX则会为了生存抑制某些代谢物。该结果为进一步了解细菌对SMX的耐药性和生物转化提供了依据,并为环境抗生素影响的相关研究提供了支持。4.魔鬼弧菌L2-2转化SMX关键酶芳胺N-乙酰转移酶（VdNAT）的克隆表达通过基因组序列分析与RT-qPCR验证,确定魔鬼弧菌L2-2转化SMX关键酶VdNAT的基因全长序列,并在大肠杆菌内克隆表达。克隆VdNAT的大肠杆菌阳性菌株新增加了SMX转化能力,且在添加乙酰辅酶A后,SMX的转化率几乎达到100%,证实了乙酰辅酶A是限制VdNAT转化SMX的关键因素。同时,对VdNAT氨基酸序列进行分析,发现VdNAT与鼠伤寒沙门氏菌（Salmonella typhimurium）NAT同源性最高,同时与人类NAT1和NAT2的同源性也比较高;并发现VdNAT的三维结构会形成一个深而宽的活性位点口袋,这个口袋有利于乙酰辅酶A的结合,这可能是VdNAT具有较高的SMX转化能力的原因。5.豚鼠气单胞菌GLB-10对SMX的降解途径和降解效果分析分离到一株能够降解SMX的豚鼠气单胞菌（Aeromonas caviae,GLB-10）,对SMX的3日降解率为17.46±0.57%。其降解SMX的主要产物为苯胺（AN）和3-氨基5-甲基异恶唑（3A5MI）,同时也检测到了产量较低的对氨基苯磺酰胺（SA）。GLB-10对SMX的可能降解途径是SMX线性末端发生水解,N-C键断裂,生成4-氨基-N-羟基苯磺酰胺（4ANHS）,并脱水形成SA,SA或4ANHS通过硫还原4S途径（C-S键断裂）脱硫形成AN。同时SMX发生氨基化侧链的片段化,生成3A5MI。6.混合菌株对SMX的降解途径、降解效果分析及关键蛋白推测富集到的混合菌株具有很强的SMX的降解能力,L2-2和GLB-10均分离自混合菌株。混合菌株对SMX的降解兼具了L2-2和GLB-10的降解特性,主要产物也是AN和3A5MI,N4乙酰化SMX、羟基化SMX也被检测到,同时也检测到了单菌株降解过程中未产生的乙酰苯胺和对苯二酚。混合菌株对含氮杂环的SAs降解率更高,对未成环的磺胺和磺胺醋酰降解率较低,且不能降解AN。混合菌株可在3日内完全降解250 mg/L的SMX,且降解率基本不受pH影响,但高盐度会降低其对SMX的降解率。通过差异表达蛋白鉴定,发现其外膜蛋白和过氧化物酶表达量显着上调,即通过调节膜蛋白和加强抗氧化防御系统来应对SMX压力;此外,6-羟基烟酸-3-单加氧酶和氨单加氧酶表达量上调,其中6-羟基烟酸-3-单加氧酶可能参与SMX降解,而氨单加氧酶则可能与混合菌株的共代谢有关。混合菌株对实际水样中的SMX同样具有很好的降解效果,且能适应河水、湖水、河口水和海水多种水环境,在环境SAs污染处理中具有很高的应用前景。通过磺胺类抗生素代谢（转化/降解）菌株的筛选、单一和混合菌株对磺胺转化/降解性能、代谢途径及分子机制的研究,扩充了磺胺高效转化/降解菌株的菌种库,为环境磺胺类抗生素污染去除的机理探索和实际应用提供了理论基础和优良菌种。
龙梦飞[2]（2021）在《系统代谢改造大肠杆菌高效合成反式-4-羟基-L-脯氨酸》文中提出氨基酸发酵是我国发酵工业的支柱产业。羟化氨基酸作为其中一类高附加值小品种氨基酸,其在食品、医药、材料化工等方面均有广泛的应用。羟脯氨酸是在其前体脯氨酸（L-proline,L-Pro）的五元环羟化后的衍生物,其中的反式-4-羟基-L-脯氨酸（trans-4-hydroxy-L-proline,trans-4-Hyp）是一种重要的手性氨基酸。trans-4-Hyp可作为碳青霉烯类抗生素等重要物质的前体,其在医药保健、食品等领域具有重要价值。trans-4-Hyp可利用微生物法生产,该方法具有极大的经济效应和环境效益。根据流加底物的不同,微生物法生产trans-4-Hyp可分为以葡萄糖等廉价碳源从头发酵生产,以及流加前体L-Pro生产两种方式。目前,微生物法生产trans-4-Hyp的研究主要为外源添加L-Pro发酵,这种生产方式需要外源添加大量的L-Pro作为底物,且发酵液中L-Pro与trans-4-Hyp的分离也大大增加了其工业化生产成本。以葡萄糖等廉价碳源的从头发酵生产trans-4-Hyp可实现原料低成本、产品高产出,其将逐渐成为适应工业化生产trans-4-Hyp的主流趋势。然而,高产羟化氨基酸生产菌株的改造面临三个问题:前体氨基酸底盘细胞的构建较复杂;共底物α-KG供应不足;以及氨基酸羟化酶的催化效率较低。本研究试图提出一种通用的微生物高效合成羟化氨基酸策略,以改造大肠杆菌生产trans-4-Hyp为研究目标,利用合成生物学、代谢工程以及蛋白质工程改造技术系统改造大肠杆菌生产trans-4-Hyp,主要研究结果如下:（1）构建了基于稀有密码子选择的L-Pro筛选系统。分别在kanR和apmR中替换不同数量的对应的L-Pro稀有密码子,并在大肠杆菌中构建诱变质粒MP6辅助进化的、基于稀有密码子选择的L-Pro筛选系统。筛选获得的突变菌株E.coli PM-14在摇瓶水平下的L-Pro含量达到0.816 g/L,且经5 L发酵罐补料分批发酵后L-Pro产量为18.2 g/L,生产强度为0.455 g/L/h。进一步在S.marcescens中验证该筛选系统,通过ARTP制备S.marcescens JNB5-1文库,并通过基于稀有密码子选择的L-Pro筛选,获得的突变株LK-18的灵菌红素的产量比出发菌株高3.3倍。对野生型菌株S.marcescens JNB5-1和突变菌株S.marcescens JNB5-1 LK-18中的pig I分别敲除后,后者的L-Pro产量是前者的2.6倍。（2）人工创制trans-4-Hyp新型合成路线,即首次尝试利用精氨酸-4羟化酶、精氨酸酶和鸟氨酸环化脱氨酶的级联反应创建trans-4-Hyp的全细胞级联催化策略。此外,首次将稀有密码子筛选策略用于酶定向进化。采用结合稀有密码子选择和pEvolvR的筛选策略对鸟氨酸环化脱氨酶进行改造,单突变体K205G、M86K和T162A酶活分别提高了70.3%,64.8%和55.7%。组合突变后,三突变体OCDM86K/T162A/K205G的活性提高了2.41倍,其kcat值是OCDWT的2.85倍。重组菌GAO-4经全细胞转化生成的trans-4-Hyp产物浓度达105.5 mg/L,是重组菌GAO-1的2.35倍。进一步基于Red Libs的智能RBS组合对多酶催化trans-4-Hyp途径进行优化,重组菌株EH#1的trans-4-Hyp产量达189.3mg/L,产量较优化前提高79.4%。在EH#1的基础上,引入氧化还原及辅酶自给循环,即共表达gox和cat以消除H2O2副产物,并共表达nox用于NAD+辅酶循环。经全细胞转化体系优化后,重组菌株GAO-5 trans-4-Hyp产量达269.2 mg/L。（3）利用比较转录组分析突变株PM-14的L-Pro相关合成途径,包括糖酵解、TCA循环、L-Pro合成途径和L-Pro转运系统的转录水平变化。与野生型菌株相比,PM-14中编码糖酵解酶的基因具有更高的转录水平。在PM-14的TCA途径中,编码异柠檬酸脱氢酶和乌头酸酶的icd和acn显示出明显增加的转录水平,这增强了α-KG的代谢通量。此外,限速酶基因proB在PM-14突变菌株中也具有更高的转录水平。进一步利用代谢工程对PM-14进行改造,即敲除putA、putP、proP和aceA基因,并对proB进行定点改造以消除反馈抑制。M10菌株中的L-Pro产量达37.5 g/L,为出发菌PM-14的L-Pro产量的2.06倍,生产强度为0.938 g/L/h。进一步将p DXW-10-Datp4h转化至M10菌株中,获得的重组菌HM10的trans-4-Hyp产量达15.7 g/L,但同时也导致了发酵液中L-Pro积累达18.1 g/L。（4）设计基于群体感应基因线路调控策略动态调控α-酮戊二酸脱氢酶活性。sucA基因的天然启动子被PesaS启动子取代,在不存在高丝氨酸内酯（Acyl-homoserine lactones,AHL）时可与转录调节子EsaRI70V结合后触发其转录。胞内逐渐积累的AHL破坏Pesa S启动子与EsaRI70V的结合并抑制ODHC活性。四个不同强度的Pbs启动子可驱动不同水平的esa I表达,从而可控制AHL的动态积累。因此,在不同时间下调PesaS启动子可获得较佳的α-KG代谢流。经验证,该群体感应基因线路调控系统可动态控制GFP表达。进一步将群体感应基因线路调控系统用于调节ODHC活性,HM14经补料分批发酵后的trans-4-Hyp产量达43.2 g/L,为对照菌的2.75倍。此外,HM14中残留的L-Pro较对照菌下降了76.6%,但仍积累了4.3 g/L的L-Pro。（5）以Dactylosporangium SP.RH1的脯氨酸羟化酶序列为参考,利用NCBI中的BLASTP选取几条假定的trans-P4H,经酶活测定筛选出具有最高羟化活力的UB2TP4H。根据结构比对分析,对UB2TP4H中的170和172位点共设计了四个单突变点。其中,单突变体UB2TP4HL170A和UB2TP4HP172N的酶活分别提高了16.1%和27.8%。组合突变后,双突变体UB2TP4HL170A/P172N的比活达115.5 U/mg,较UB2TP4HWT提高了38.2%。进一步的结构分析表明,L170A和P172N突变后与底物形成额外的氢键。利用Gromacs软件分别对UB2TP4HWT和双突变体UB2TP4HL170A/P172N的蛋白质复合物进行分子动力学模拟,双突变体UB2TP4HL170A/P172N的底物结合口袋较UB2TP4HWT大,且底物口袋的构象波动较UB2TP4HWT稳定,其loop170-175的RMSF也更低。Rosetta工具Cartesian＿ddg测定了酶与底物L-Pro之间的结合自由能ΔΔG,双突变体UB2TP4HL170A/P172N的ΔΔG为-3.27 KJ/mol。经5 L发酵罐发酵,双突变体重组菌HMH的trans-4-Hyp最终产量达54.8g/L,较HM14高26.9%,糖酸转化为0.236 g/g。此外,L-Pro残留量最终降至0.2 g/L。
李雪玲[3]（2021）在《真菌碳纳米管组装物对芘的去除性能与机理》文中研究指明目前,多环芳烃污染已成为世界范围内的一个严重问题。高分子量的多环芳烃其结构和代谢途径更为复杂并且对人类健康和环境的危害更大。多种物理、化学和生物方法已被证明可以从不同的环境基质中去除多环芳烃。微生物降解多环芳烃被认为是有效的、环境友好的过程。但多环芳烃的生物利用度低、去除周期长往往限制了生物降解的应用。本研究利用真菌和纳米材料构建稳定的组装物并用于特定多环芳烃的去除。通过改变多环芳烃和多壁碳纳米管的种类、用量对复合体系进行优化,选择多环芳烃和多壁碳纳米管种类及最佳用量。通过菌株SYJ-1的生物量变化证明多壁碳纳米管的添加并未影响菌株SYJ-1的生长,但提高了总多环芳烃的去除效率。在20 mg L-1浓度下,复合材料能在48 h内完全去除芘,而单独使用真菌和多壁碳纳米管在72 h内分别只能去除72%和80%的芘。各种表征手段,例如XRD、SEM、TEM均表明组装体的成功复合并不会改变多壁碳纳米管的晶体结构也并不是简单的复合,同时TGA曲线也显示SYJ-1与多壁碳纳米管的复合可以通过培养时间来改变其成分配比。通过细胞色素P450抑制实验、降解产物鉴定和转录组学分析,探究组装体去除多环芳烃细胞内转化机理。在芘为唯一碳源的情况下,只检测到细胞色素P450酶活性,进一步通过在体系中添加P450抑制剂的方式证明细胞色素P450酶的存在。转录组分析及RT-q PCR验证推断多环芳烃存在时SYJ-1降解过程可能存在的酶,并结合液相色谱-高分辨质谱（LC-HRMS）检测不同时间段降解过程可能存在的中间产物,从而得到菌株SYJ-1在细胞内转化多环芳烃的过程,原物质在不同种类酶的作用下产生不同的中间产物。通过添加不同种类的纳米材料形成不同功能的组装体,并使用它们来去除不同的污染物,也证实了这种组装方法的通用性。本研究提供了无机纳米材料与微生物复合材料的化学吸附和生物降解能力耦合处理水环境中的疏水底物的策略。
张磊[4]（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》文中提出苯、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。
白雪原[5]（2020）在《水平潜流人工湿地用于城镇污水厂尾水深度脱氮的研究与实践》文中研究说明近十年以来,我国水环境改善与生态恢复成效斐然,全国地表水环境恶化的趋势明显缓解,但水污染治理的任务仍很艰巨。城镇污水厂尾水中氮污染物含量高,成为改善地表水环境质量面临的突出问题。人工湿地具有良好的生态效应,能够促进水质深度处理和水生态恢复,若将其与污水厂实现功能上的结合,在市政污水处理技术的基础上,构建处理厂-人工湿地新的污水处理技术体系,即环境工程+生态工程技术体系,将会进一步推动地表水环境保护与水生态可持续发展。人工湿地深度处理污水厂尾水,目前主要存在占地面积大、低温运行效率低、脱氮效果及稳定性需要提高等问题。因此,识别人工湿地氮转化功能基因优势富集的影响因子,优化关键工艺参数,调控脱氮效能,这是人工湿地在城镇污水厂尾水深度处理中的实践需求,也是理论研究的热点。本研究通过构建水平潜流人工湿地试验装置,模拟城镇污水厂尾水,考察水力负荷、C/N值、气水比、温度4个因素对其脱氮效率的影响,采用高通量测序、分子生态网络分析方法与QPCR技术解析微生物群落结构及氮转化微生物功能基因的变化,较为深入的揭示其氮转化的微生态特征。将模拟试验的研究结果,应用于水平潜流人工湿地工程尾水深度处理工程,并对处理效果进行连续监测。本研究得到的主要结论如下:（1）对不同水力负荷下污染物去除效率及微生物特征的研究发现:水平潜流人工湿地微生物以变形菌门（Proteobacteria）、厚壁菌门（Firmicutes）、绿弯菌门（Chloroflexi）、拟杆菌门（Bacteroidetes）等为主要类群,以明串珠菌属（Trichococcus）、地杆菌属（Geobacter）等为优势菌属。分子生态网络分析表明,0.6 m3/（m2·d）时物种间的相互作用更多,群落结构更稳定。总细菌16S rRNA、古细菌16S rRNA以及硝化功能基因（AOA、AOB、nxrA）、反硝化功能基因（narG、nirK、nirS、nosZ）的丰度均在水力负荷0.6 m3/（m2·d）时达到峰值,NH4+-N与TN去除率最高。硝化过程受水力负荷影响很大,0.50.6m3/（m2·d）时NH4+-N出水浓度小于2.0mg/L,去除率大于75%,达到地表V类水标准。0.7m3/（m2·d）时NH4+-N出水浓度大幅升高。因此,当处理目标为地表V类水标准时,水力负荷宜选择0.50.6 m3/（m2·d）,如对水质有更高要求或可用土地面积较大时,应选择0.4 m3/（m2·d）及以下水力负荷。（2）对不同C/N值条件下污染物去除效率及其微生物特征的研究发现:C/N值对微生物群落的物种组成影响不大,主要影响优势菌群的相对丰度。分子生态网络分析表明,C/N值为6时物种间的相互作用更多,群落结构更稳定。C/N值为84的范围内,各氮转化功能基因的丰度均随着C/N值的降低而先增加后减小,C/N值为67时达到峰值,NH4+-N出水浓度小于2.0mg/L,去除率大于78%,达到地表V类水标准。C/N值小于6时AOA、nxrA基因丰度大幅下降,narG、nirK、nirS、nosZ基因丰度也开始降低,出水NH4+-N浓度升高,NO3--N、NO2--N出现不同程度累积,TN去除率随之下降。因此,当水平潜流人工湿地需要投加碳源以期达到地表V类水标准时,宜选择调控制进水C/N值为67,使硝化反硝化能力均衡,实现系统经济高效运行。（3）间歇曝气明显改变微生物群落结构,显着提高氮转化微生物功能基因的丰度与污染物净化效率。变形菌门、放线菌门（Actinobacteria）成为绝对优势菌门,厚壁菌门相对丰度显着下降,硝化螺旋菌门（Nitrospirae）、酸杆菌门（Acidobacteria）等出现富集。硝化螺菌属（Nitrospira）、中村菌属（Nakamurella）等成为优势菌属。分子生态网络分析表明,适当曝气可以加强物种间的相互作用,提高网络结构复杂程度。气水比值26时,硝化反硝化功能基因同时富集增长,出水达到地表IV类水标准。气水比值为6时出水NH4+-N浓度为0.84mg/L,去除率最高（89.73%）,相比未曝气系统提升8.98%。气水比值810时narG、nirK、nirS、nosZ基因丰度降低,反硝化过程受限,NO3--N累积量增加,TN去除率随之下降。因此,水平潜流人工湿地间歇曝气强化供氧时,宜在26范围内合理确定最佳气水比值,提高净化效率的同时节省运行能耗。（4）对不同温度条件下污染物去除效率及微生物特征的研究发现:248℃范围内,温度变化对优势菌群的相对丰度影响很大。分子生态网络分析表明,低温使微生物间的相互作用减少,网络结构复杂程度降低。2016℃范围内,温度对硝化反硝化过程的影响不显着。16℃时硝化过程可以顺利进行,NH4+-N去除率为80.13%,出水浓度为1.66mg/L,达到地表水V类水标准;128℃低温范围内总细菌16S rRNA、古细菌16S rRNA以及AOA、nxrA基因的丰度显着降低,但narG、nirK、nirS、nosZ基因的丰度变化不明显,硝化过程明显受到抑制,NH4+-N去除率显着下降。因此,尾水温度低于12℃时,应考虑保温增温或强化措施,以维系或提高水平潜流人工湿地效能。（5）建立以水平潜流人工湿地为核心的“悬浮人工湿地+水平潜流人工湿地+表面流人工湿地”工程,应用于长春市东南污水处理厂尾水的深度处理,经过为期一年的连续运行和监测表明,69月系统成熟稳定运行期间COD、NH4+-N、TN、TP、SS的去除率分别为74.79%、80.90%、71.12%、78.39%、91.90%,出水达到地表V类水标准。悬浮人工湿地对SS的去除率最高（80.24%）,可有效预防潜流湿地堵塞;水平潜流人工湿地对系统去除NH4+-N、TN、TP的贡献率分别为79.20%、64.64%、81.71%;表面流人工湿地可以进一步去除TN,对系统去除TN的贡献率达到23.00%。该工程建设成本为920元/吨水,运行费用仅为0.15元/吨水,水质改善明显,生态修复效果显着,可为城镇污水厂尾水深度处理以及城市河流水生态修复提供技术参考。
杜丹[6]（2020）在《基于双功能钙基催化剂的焦油模拟物重整制氢实验研究》文中指出焦油严重的制约了生物质的气化技术的应用与发展,焦油有效去除和转化利用方法近年来受到了大量相关研究人员的广泛关注。通过催化转化法去除生物质焦油是一种相对高效的手段,其中的关键在于催化剂的选择与制备。在前期研究中,NiO/CaO-Ca12Al14O33双功能催化剂对焦油模拟物催化重整性能、CO2吸附性能以及抗积碳性能具有较好效果,而对实际焦油的催化重整制氢效果却尚不理想,并缺乏对催化剂的作用机理的清晰认知。针对上述问题,本文选择焦油成分占比大的多种代表物苯、间甲酚、1-甲基萘,开展催化重整制氢研究,探索其反应机理,进一步对钙基催化剂改性,以期找到提高焦油催化重整制氢效果的方法,在此基础上,开展了双功能钙基催化剂使用寿命和循环再生性能研究实验研究。本文主要研究结论如下:（1）开展了不同焦油模拟物苯、间甲酚、1-甲基萘的催化重整实验研究,考察了不同温度和水碳比（S/C）对NiO/CaO-Ca12Al14O33催化剂催化性能的影响,并探索催化重整制氢的最佳工艺条件。结果表明,该双功能钙基催化剂催化活性随着温度和水碳比的升高,呈现增强后减弱的趋势。当采用苯作焦油模拟物时,蒸汽重整的最佳温度应为850℃、最佳S/C应为3。当间甲酚作焦油模拟物时,蒸汽重整的最佳温度应为950℃、最佳S/C应为6。当1-甲基萘作焦油模拟物时,蒸汽重整的最佳温度应为1000℃、最佳S/C应为6。（2）在NiO/CaO-Ca12Al14O33催化剂作用下,三种焦油模拟物催化重整制反应转化率大小顺序为苯>间甲酚>1-甲基萘,通过对不同焦油模拟物蒸汽重整后的进行XRD、ESEM等表征以及反应中间产物的检测,推测这三种不同焦油模拟物的催化重整反应机理:苯在Ni上发生解离吸附反应,苯环失去一个或多个H离子后,与载氧体中的氧离子O-产生吸附反应,生成小分子气体;间甲酚经过键的断裂、重组,形成甲苯、苯酚、乙醇、乙醛、苯等中间体,最终变成小分子气体;1-甲基萘在钙基双功能催化剂的作用下会生成大量萘、二氢苊等副产物,小部分催化重整生成合成气。（3）为了探究催化剂的失活原因,开展了NiO/CaO-Ca12Al14O33催化剂的使用寿命探究实验,结果表明随着苯蒸汽重整反应时间的延长,长时间高温环境引起催化剂的烧结和催化剂表面的积碳都导致了钙基催化剂活性下降。在NiO/CaO-Ca12Al14O33催化剂的循环性能探究实验中,探究了失活催化剂再生利用的方法,实验表明,将蒸汽重整反应后的催化剂在850℃、O2气氛下进行25 min再生反应后可再进行苯催化重整反应,在经过5次苯蒸汽重整和催化剂再生的循环反应后,钙基催化剂的催化活性稍微有所减弱,说明在该催化剂再生方法可有效改善其循环性能。（4）为了探究提高NiO/CaO-Ca12Al14O33催化剂循环性能的方法,以Mg、Cr和La为金属助剂对钙基催化剂进行掺杂改性,并开展了改性钙基催化剂的循环性能实验研究,实验研究得出的ESEM图对比表明:孔隙率数量和粗糙度大小顺序为La改性>未改性>Cr改性>Mg改性;EDS图对比表明:改性助剂负载效果大小顺序为La改性>Mg改性>Cr改性;对苯催化重整气体产物检测指标氢气产率和碳转化率表明:循环再生后催化剂催化活性大小顺序为La改性>Mg改性>Cr改性>未改性;对5次循环实验后的催化剂的TG表征结果表明:改性钙基双功能抗积碳性能大小顺序为Mg改性>Cr改性>La改性>未改性。综合来讲,三种改性钙基双功能循环性能大小顺序为La2O3-NiO/CaO-Ca12Al14O33>Mg O-NiO/CaO-Ca12Al14O33>Cr2O3-NiO/CaO-Ca12Al14O33,三种金属助剂改性方法中,掺杂金属助剂La是提升钙基催化剂NiO/CaO-Ca12Al14O33循环利用率最有效的方法。
文冬[7]（2020）在《生态鱼缸中植物与基质的筛选及净化效果初探》文中研究指明针对传统鱼缸主要通过曝气的方式来增加溶解氧含量,防止鱼因缺氧而死亡,造成电力消耗和噪声污染的问题,本研究进行了一个生态鱼缸设计,构建合理科学的水培植物与沉水植物体系来保证水体溶解氧的浓度,筛选出水培、沉水植物及基质的最佳组合,最后进行了无动力的生态鱼缸运行效果研究。本文选取了三种基质:河沙、黑棕土、陶粒砂为沉水植物栽培基质,沉水植物选取苦草（Vallisneria natans）、黑藻（Hydrilla verticillata）、金鱼藻（Ceratophyllum demersum）;水培植物分别选取海芋（Alocasia macrorrhiza）、广东万年青（Aglaonema modestum）、鹅掌柴（Schefflera octophylla）,以水培植物、沉水植物及基质三因素进行正交设计实验,进行了植物生长情况、生理情况、水质和鱼的数目的指标的分析,最后进行花鱼共养效果实验,旨在筛选出水培植物、沉水植物和基质的最佳搭配。现主要研究结果如下:（1）生态鱼缸的设计:自制了长50cm、宽26cm、高38cm的玻璃缸,玻璃缸顶部设有长20cm、宽26cm、高9cm的种植框,并设有5个种植孔,玻璃缸侧部设有水龙头开关。（2）水培植物、沉水植物和基质的最佳搭配筛选:从水培植物的生长情况来看:鹅掌柴和苦草组合中搭配的河沙情况是最好。从水培植物的生理情况来看:丙二醛的检测数据评估是第26组合是最适合的;超氧化物歧化酶检测数据评估15组合酶活性最好;蛋白酶活性最高的是25组合;过氧化氢酶活性最高的是19组合;过氧化物酶活性最高的是19组合;通过以上所有检测数据综合来说19号组合是最好的搭配组合,即鹅掌柴;苦草;河沙。（3）最适植物与鱼共养鱼类尾数的筛选:通过叶绿素a和含氧量数据的检测数据综合评估第19组最佳,鹅掌柴搭配苦草,基质不同的情况下可以存活4尾锦鲤。生态鱼缸中通过搭配不同的植物与基质,可以改善鱼类的生态环境达到植物与鱼共养的生态平衡。（4）通过植物的生长生理情况以及水质检测和植物与鱼共养等试验结果,可以总结出鹅掌柴;苦草;河沙组合结果为最好。
李静[8]（2020）在《西安西咸新区新河沣西新城段景观修复设计研究》文中进行了进一步梳理河道是城市文明的起源,是城市生态环境的重要载体,也是城市彰显魅力的组成部分。河道承担着排洪、调节气候、水资源涵养和生态的功能。滨水区也承载着景观和亲水功能,是城市中居住、交流、以及日常活动的高质量生境走廊。当前,全球都在倡导生态文明建设,如何通过修复城市河道生态功能、改善河道景观以及增加游憩价值来提升城市的标志形象,以促进城市可持续发展成为人类急需解决的问题。人们对环境问题越来越关注和重视,城市的发展空间不断扩展,以至于人们不得不把目光投入到城市周边的河道,来自于乡村、田野等清新的空气通过河流廊道输入城市改善了城市的生态环境。河道景观,它不但能维护和改善城市生态环境,又能提高居民的休闲环境品质、提升城市形象,同时作为城市中难得的滨水空间是一条独特靓丽的风景线。本文以城市双修为背景,结合区域的特殊概况和当地的人文特点,制定与城市发展阶段相适应的阶段性目标,将生态修复理念和景观设计手法相结合,文章分别从生态、游憩、景观、文化等多方面来对新河河道进行景观修复设计研究,以建设生态文明城市和区域文化特色的河道景观廊道为总目标,把新河河道景观修复看作促进沣西新城水生态轴线的重要部分,使得河道景观不但能够反映城市水域空间的风景,更能彰显城市的魅力。在修复过程中,利用景观美学设计方法和作用对其河道景观区的基本设施做了具体的规划和要求,以可持续发展为指导原则,在突出生态的理念的同时紧扣乡土文化和植物景观的景观特征,营造生态、休闲及视觉形象良好的河道景观,塑造一个具有生态的、富有活力的新河河流廊道,给更多其他城市的河道景观修复建设提供参。
李远啸[9]（2019）在《生物洗涤法净化含苯废气及其强化技术研究》文中进行了进一步梳理微生物治理技术处理挥发性有机物因具诸多优势而备受行业关注。但其在处理高浓度疏水挥发性有机物时,存在极大传质阻力,大大局限了这一环境友好治理技术的应用范围。本研究选择疏水且难降解的苯作为目标污染物,以具有启动周期短、不易堵塞、不易酸化、可处理高浓度有机废气等优点的生物洗涤法为基础进行改进与强化,提出泡沫生物洗涤工艺。结果表明:1)经培养驯化得到具苯降解能力的活性污泥,比降解速率（u）为6.27 h-1,半速度常数（kc）为276.37 mg·L-1。当液相苯质量浓度小于kc时,该生化反应为一级生化反应,动力学方程为u=0.046ρ。2)考察了生物洗涤法处理含苯废气的影响因素。生物洗涤塔在进气苯质量浓度200500 mg·m-3(去除负荷11.8929.72 g·（m3·h）-1)、停留时间6070 s、洗涤液pH 6.8、气液比7:1时,气相苯去除率最高为94.15%,去除负荷为27.99 g·（m3·h）-1,液相中苯质量浓度稳定在24.32 mg·L-1左右。3)设计出具有酶富集功能的回淋生物洗涤装置:泡沫生物洗涤器。停留时间43.5s、回淋比1.5、维持皂角苷4050 mg·L-1,其处理质量浓度为13000 mg·m-3含苯废气去除率稳定在99%以上。最大去除负荷为1609.15 g·（m3·h）-1比改进前提升了57.49倍。MLSS稳定在3900 mg·L-1。泡沫塔将洗涤液中的蛋白质富集了3.07倍,漆酶酶活提升2.45倍。4)洗涤液中主导菌门为Actinobacteria和Saccharibacteria。微生物群落中以苯甲酸盐代谢通路为主导,多种芳香烃代谢通路并存。筛选得到3株苯降解菌Kocuria rosea sp.R、Bacillus sp.W以及Arthrobacter sp.Y,确定Bacillus sp.W为苯降解优势菌,其在皂角苷的促进下,苯的半衰期由8.08 h缩短为4.90 h。Bacillus sp.W在最优条件pH7,起始苯浓度50 mg·L-1,皂角苷添加量1.5 CMC,漆酶酶活最高为490.21 U·L-1,在漆酶等参与下存在独特苯降解通路。添加由分离的3菌株复合而成的菌剂可使活性污泥中的苯去除效率在第5天达最高81.21%,这比常规驯化活性污泥提前17天。
刘方剑[10]（2020）在《一株高效异养硝化-好氧反硝化细菌WZ17的筛选及其脱氮特性研究》文中研究表明畜禽养殖业是我国农业经济的支柱产业,而由畜禽养殖废水导致的农业面源污染已经成为我国最大的污染源,NH4+-N是畜禽养殖废水的主要污染物,氮素的去除作为环境领域的研究热点,生物脱氮以其处理成本低,效果好,无二次污染等特点被广泛应用。异养硝化-好氧反硝化细菌的出现,打破了反硝化作用只能在厌氧条件下发生的传统生物脱氮理论,使得硝化作用和反硝化作用均可在好氧条件下完成,具有提高脱氮效率和降低处理成本的潜力,异养硝化-好氧反硝化已成为国内外学者积极探索的新型生物脱氮技术。本研究从养猪废水中筛选出一株具有异养硝化-好氧反硝化功能的菌株,通过16S r DNA对菌株进行鉴定,利用单因素及响应面实验优化脱氮条件;运用动力学模型分析菌株异养硝化和好氧反硝化过程;结合中间产物变化及四种脱氮催化酶的活性确定菌株的脱氮途径;分别利用“活性污泥+菌株”模式和简单投加法对养猪废水进行微生物强化实验。得出主要结论如下:（1）经16S r DNA鉴定,该菌株为琼氏不动杆菌属（Acinetobacter junii）,命名为Acinetobacter junii WZ17,优化后的脱氮条件为:碳源为乙酸钠、C/N为26、p H=8.0、温度为26℃和转速为165r/min。（2）以NH4+-N、NO3--N和NO2--N为唯一氮源时,菌株的生长符合Logistic模型,降解过程符合修正的Gompertz模型,最大去除速率分别为8.47、5.76和5.16mg·（L·h）-1,去除率分别为99.31%、91.82%和83.60%。（3）硝化过程中胞内氮含量为26.51mg/L,占初始含氮量的25.89%,NO3--N和NO2--N最大积累量为0.13和0.14mg/L;在酶活性测试中,未检测出氨氮加氧酶（AMO）的活性,羟胺氧化酶（HAO）、周质硝酸盐还原酶（NAP）和亚硝酸盐还原酶（NIR）的比活力分别为0.0313、0.0438和0.0130U/mg protein。HAO催化产物为NO2--N,推测菌株WZ17的脱氮途径为NH4+-N→NH2OH→NO2--N→NO3--N,再进行反硝化作用转化含氮气体排除。（4）在为期10d的微生物强化试验中,菌株WZ17对养猪废水中NH4+-N和COD的去除率为5.84%和26.85%,添加乙酸钠为碳源后,NH4+-N去除率提升至57.65%,出水COD浓度为137.22mg/L。经过滤排除土着微生物的影响后,NH4+-N去除率达到77.38%,出水COD浓度为102.91mg/L。菌株WZ17具有异养硝化-好氧反硝化功能,对NH4+-N、NO3--N和NO2--N均表现出了较高的去除率,具有实现同步硝化反硝化的应用潜力;菌株在实际养猪废水中的净化效率较低与原水低C/N和与土着微生物的生态位竞争有关。
二、立式组合加氧过滤循环水族净化系统（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、立式组合加氧过滤循环水族净化系统（论文提纲范文）
（1）魔鬼弧菌L2-2和豚鼠气单胞菌GLB-10对磺胺类抗生素的代谢途径与分子机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 抗生素种类及磺胺类抗生素 |
| 1.2 抗生素的污染现状及危害 |
| 1.2.1 抗生素环境污染现状 |
| 1.2.2 抗生素污染的危害 |
| 1.3 环境抗生素污染修复 |
| 1.3.1 环境抗生素的去除手段 |
| 1.3.2 磺胺类抗生素的微生物去除研究进展 |
| 1.4 本文的研究思路和研究内容 |
| 第2章 磺胺类抗生素代谢菌株的筛选与鉴定 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂与材料 |
| 2.2.2 仪器 |
| 2.2.3 磺胺降解菌株的富集 |
| 2.2.4 磺胺降解富集菌株物种组成 |
| 2.2.5 磺胺降解菌株的分离 |
| 2.2.6 磺胺降解菌株的鉴定 |
| 2.2.7 分离单菌株对SMX的降解效果 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 磺胺降解菌株的富集与分类 |
| 2.3.2 磺胺降解菌株的分离 |
| 2.3.3 磺胺转化/降解菌株的鉴定与性质 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 魔鬼弧菌L2-2对多种磺胺类抗生素的代谢效果及代谢途径研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂与材料 |
| 3.2.2 仪器 |
| 3.2.3 魔鬼弧菌L2-2 对多种SAs的转化/降解及产物鉴定 |
| 3.2.4 魔鬼弧菌L2-2 对多种SAs的转化/降解效果研究 |
| 3.2.5 不同因子对魔鬼弧菌L2-2 转化SAs的影响 |
| 3.2.6 SAs的转化产物的毒性研究 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 魔鬼弧菌L2-2 对多种SAs的转化和产物鉴定 |
| 3.3.2 L2-2 对多种SAs同时转化的效果 |
| 3.3.3 不同因子对L2-2 转化SAs效率的影响 |
| 3.3.4 SAs及其L2-2 代谢产物的毒性研究 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 魔鬼弧菌L2-2 代谢磺胺甲恶唑的转录组分析 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂和材料 |
| 4.2.2 仪器 |
| 4.2.3 魔鬼弧菌L2-2 转化SMX的转录组分析 |
| 4.2.4 L2-2 对环境浓度SMX的关键基因响应 |
| 4.2.5 荧光定量PCR(RT-qPCR)分析方法 |
| 4.2.6 统计分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 L2-2 转化SMX的转录组数据统计 |
| 4.3.2 KEGG通路富集分析——乙酰辅酶A |
| 4.3.3 魔鬼弧菌L2-2 对SMX的抗性机制 |
| 4.3.4 魔鬼弧菌L2-2 转化SMX的关键酶 |
| 4.3.5 环境浓度SMX对L2-2 关键酶基因的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 魔鬼弧菌L2-2 芳胺-N-乙酰转移酶的克隆表达 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验试剂和材料 |
| 5.2.2 仪器 |
| 5.2.3 基于L2-2 基因组的VdNAT基因序列筛选 |
| 5.2.4 克隆VdNAT的生物信息学分析 |
| 5.2.5 VdNAT基因克隆表达及其编码蛋白序列分析 |
| 5.2.6 VdNAT对 SMX的乙酰化 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 基于L2-2 基因组的VdNAT基因序列 |
| 5.3.2 VdNAT的生物信息学分析 |
| 5.3.3 VdNAT基因的克隆表达 |
| 5.3.4 VdNAT基因对含苯胺类物质的乙酰化 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 豚鼠气单胞菌GLB-10 和混菌体系对SMX的降解及代谢机制研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验试剂和材料 |
| 6.2.2 仪器 |
| 6.2.3 豚鼠气单胞菌GLB对 SMX的降解效果 |
| 6.2.4 豚鼠气单胞菌GLB对 SMX的降解途径 |
| 6.2.5 混合菌株对SMX的降解效果 |
| 6.2.6 混合菌株对SMX的降解途径 |
| 6.2.7 混合菌株对不同SAs及其类似物的降解 |
| 6.2.8 不同因子对混合菌株降解SMX的影响 |
| 6.2.9 混合菌株对实际水样中SMX的降解 |
| 6.2.10 差异蛋白分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 豚鼠气单胞菌GLB对 SMX的降解效果及降解途径 |
| 6.3.2 混合菌株对SMX的降解效果 |
| 6.3.3 混合菌株对SMX的降解途径及其对其他SAs和其类似物的降解 |
| 6.3.4 不同因子对混合菌株降解SMX的影响 |
| 6.3.5 混合菌株对实际水样中SMX的降解 |
| 6.3.6 差异蛋白分析 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 总结与展望 |
| 7.1 全文总结 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录1 缓冲液与培养基配制 |
| 附录2 产物质谱图 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（2）系统代谢改造大肠杆菌高效合成反式-4-羟基-L-脯氨酸（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 反式-4-羟基-L-脯氨酸及其生产方法 |
| 1.1.1 反式-4-羟基-L-脯氨酸性质 |
| 1.1.2 反式-4-羟基-L-脯氨酸的生理功能及应用 |
| 1.1.3 反式-4-羟基-L-脯氨酸的生产方法 |
| 1.2 反式-4-羟基-L-脯氨酸的生物合成 |
| 1.2.1 L-脯氨酸的生物合成及调控 |
| 1.2.2 脯氨酸-4-羟化酶 |
| 1.3 反式-4-羟基-L-脯氨酸工程菌株改造研究进展 |
| 1.4 本论文主要研究内容 |
| 1.4.1 立题依据与研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 基于稀有密码子筛选策略筛选L-脯氨酸生产底盘细胞 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂和仪器 |
| 2.2.2 菌株、质粒及引物 |
| 2.2.3 微生物培养 |
| 2.2.4 分子生物学操作 |
| 2.2.5 质粒及菌株构建 |
| 2.2.6 突变文库构建 |
| 2.2.7 重组酶制备和纯化 |
| 2.2.8 酶活测定 |
| 2.2.9 鸟氨酸环化脱氨酶动力学参数研究 |
| 2.2.10 产物分析 |
| 2.2.11 结构及分子动力学模拟分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 基于稀有密码子筛选的L-脯氨酸生产菌筛选系统验证 |
| 2.3.2 基于稀有密码子筛选的L-脯氨酸生产菌筛选系统构建 |
| 2.3.3 基于稀有密码子选择的鸟氨酸环化脱氨酶定向进化用于新型反式-4-羟基-L-脯氨酸生物合成 |
| 2.3.4 全细胞转化合成反式-4-羟基-L-脯氨酸体系的优化 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 代谢工程改造脯氨酸底盘细胞合成反式-4-羟基-L-脯氨酸 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂和仪器 |
| 3.2.2 菌株、质粒及引物 |
| 3.2.3 微生物培养 |
| 3.2.4 分子生物学操作 |
| 3.2.5 菌株构建 |
| 3.2.6 酶的制备和纯化 |
| 3.2.7 产物分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 L-脯氨酸合成相关差异基因分析 |
| 3.3.2 代谢改造PM-14 提高L-Pro合成 |
| 3.3.3 过表达脯氨酸羟化酶生产反式-4 羟基-L-脯氨酸 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 基于群体感应基因线路动态调控α-酮戊二酸代谢流 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂和仪器 |
| 4.2.2 菌株、质粒及引物 |
| 4.2.3 微生物培养 |
| 4.2.4 分子生物学操作 |
| 4.2.5 菌株构建 |
| 4.2.6 产物测定 |
| 4.2.7 酶活测定 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 群体感应基因线路调控系统的构建 |
| 4.3.2 群体感应基因线路调控系统的验证 |
| 4.3.3 群体感应基因线路动态调控ODHC活性 |
| 4.3.4 补料分批发酵 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 通过理性设计提高脯氨酸羟化酶催化活性 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试剂和仪器 |
| 5.2.2 菌株、质粒及引物 |
| 5.2.3 微生物培养 |
| 5.2.4 菌株构建 |
| 5.2.5 酶活测定 |
| 5.2.6 酶学性质测定 |
| 5.2.7 酶的制备和纯化 |
| 5.2.8 产物分析 |
| 5.2.9 脯氨酸羟化酶动力学参数研究 |
| 5.2.10 结构及分子动力学模拟分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 新型脯氨酸羟化酶挖掘与表征 |
| 5.3.2 脯氨酸羟化酶及其突变体酶动力学研究 |
| 5.3.3 脯氨酸羟化酶及其突变体酶结构分析 |
| 5.3.4 脯氨酸羟化酶及其突变体酶分子动力学模拟及Rosetta分析 |
| 5.3.5 补料分批发酵 |
| 5.4 本章小结 |
| 主要结论与展望 |
| 主要结论 |
| 展望 |
| 论文创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录Ⅰ:作者在攻读博士学位期间发表的论文与专利 |
| 附录Ⅱ |
| 附录Ⅲ |
（3）真菌碳纳米管组装物对芘的去除性能与机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 多环芳烃(PAHs)概述 |
| 1.1.1 PAHs的特性 |
| 1.1.2 PAHs的来源及危害 |
| 1.1.3 PAHs修复方法 |
| 1.2 微生物修复PAHs研究现状 |
| 1.2.1 微生物修复PAHs概述 |
| 1.2.2 真菌降解PAHs的研究现状 |
| 1.3 纳米材料去除PAHs的研究现状 |
| 1.3.1 纳米材料概述 |
| 1.3.2 碳纳米管去除PAHs研究现状 |
| 1.3.3 纳米材料与真菌组装物的研究现状 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 多壁碳纳米管与菌株SYJ-1 的组装物去除PAHs的特性 |
| 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 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 复合体系的初步构建 |
| 2.3.2 SYJ-1对PAHs的降解性能 |
| 2.3.3 构建SYJ-1-MWCNTs组装物对芘的去除性能 |
| 2.3.4 LMMCs的表征 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 多壁碳纳米管与菌株SYJ-1的组装物去除PAHs的机理 |
| 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 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 酶活测定结果 |
| 3.3.2 转录组分析和RT-qPCR分析基因在不同条件下的表达水平 |
| 3.3.3 降解代谢途径 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 SYJ-1与其他纳米材料组装物的构建与性能探究 |
| 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 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 SYJ-1可组装的纳米材料探索 |
| 4.3.2 SYJ-1组装物特性 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| (1)结论 |
| (2)创新点 |
| (3)展望 |
| 参考文献 |
| 附录A GO和KEGG数据库注释DEGs富集途径 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（4）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 |
（5）水平潜流人工湿地用于城镇污水厂尾水深度脱氮的研究与实践（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 尾水深度处理技术 |
| 1.3 人工湿地研究和应用概况 |
| 1.3.1 湿地生态学研究进展 |
| 1.3.2 人工湿地的发展历程 |
| 1.3.3 人工湿地分类 |
| 1.3.4 人工湿地处理城镇污水厂尾水现状 |
| 1.3.5 人工湿地脱氮途径与影响因素 |
| 1.4 人工湿地微生物多样性 |
| 1.5 人工湿地氮转化功能基因 |
| 1.6 研究目的及主要内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 创新点 |
| 1.6.4 技术路线 |
| 第2章 研究方法与材料 |
| 2.1 水平潜流人工湿地模拟系统的构建 |
| 2.2 水平潜流人工湿地模拟系统的启动 |
| 2.3 仪器及试剂 |
| 2.4 水质指标监测 |
| 2.5 微生物处理与分析 |
| 2.5.1 微生物样品采集 |
| 2.5.2 生物膜样品预处理 |
| 2.5.3 基因组总DNA的提取与纯化 |
| 2.5.4 聚合酶链式反应 |
| 2.5.5 荧光定量PCR |
| 2.5.6 高通量测序 |
| 2.5.7 氮转化菌群和功能基因间的生态联结性分析 |
| 第3章 水力负荷对水平潜流人工湿地脱氮效果的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.3 水质指标分析 |
| 3.3.1 COD和NH_4~+-N去除率 |
| 3.3.2 NH4~+-N、NO_3~--N 和 NO_2~--N 的转化(累积)速率 |
| 3.4 微生物群落结构 |
| 3.4.1 细菌群落结构丰富度与多样性 |
| 3.4.2 微生物群落物种相似性分析 |
| 3.4.3 微生物群落结构及优势菌种 |
| 3.4.4 分子生态网络分析 |
| 3.5 氮转化菌群和功能基因的演化规律 |
| 3.6 氮转化过程生态联结性 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 C/N对水平潜流人工湿地脱氮效果的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.3 水质指标分析 |
| 4.3.1 COD和NH_4~+-N去除率 |
| 4.3.2 NH4~+-N、NO_3~--N 和 NO_2~--N 的转化(累积)速率 |
| 4.4 微生物群落结构 |
| 4.4.1 细菌群落结构丰富度与多样性 |
| 4.4.2 微生物群落物种相似性分析 |
| 4.4.3 微生物群落结构及优势菌种 |
| 4.4.4 分子生态网络分析 |
| 4.5 氮转化菌群和功能基因的演化规律 |
| 4.6 功能基因组的生态连接性 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 间歇曝气对水平潜流人工湿地脱氮效果的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.3 水质指标分析 |
| 5.3.1 COD和NH_4~+-N去除率 |
| 5.3.2 NH_4~+-N、NO_3~--N 和 NO_2~--N 的转化（累积）速率 |
| 5.4 微生物群落结构 |
| 5.4.1 细菌群落结构丰富度与多样性 |
| 5.4.2 微生物群落物种相似性分析 |
| 5.4.3 微生物群落结构及优势菌种 |
| 5.4.4 分子生态网络分析 |
| 5.5 氮转化菌群和功能基因的演化规律 |
| 5.6 氮转化过程生态联结性 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 温度对水平潜流人工湿地脱氮效果的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验方法 |
| 6.3 水质指标分析 |
| 6.3.1 COD和NH_4~+-N去除率 |
| 6.3.2 NH_4~+-N、NO_3~--N 和 NO_2~--N 的转化(累积)速率 |
| 6.4 微生物群落结构 |
| 6.4.1 细菌群落结构丰富度与多样性 |
| 6.4.2 微生物群落物种相似性分析 |
| 6.4.3 微生物群落结构及优势菌种 |
| 6.4.4 分子生态网络分析 |
| 6.5 氮转化菌群和功能基因的演化规律 |
| 6.6 氮转化过程生态联结性 |
| 6.7 本章小结 |
| 第7章 水平潜流人工湿地应用实践 |
| 7.1 项目背景 |
| 7.2 工程意义 |
| 7.3 设计原则 |
| 7.4 工程设计 |
| 7.4.1 工程选址 |
| 7.4.2 设计进出水水质 |
| 7.4.3 设计方案 |
| 7.4.4 工艺设计 |
| 7.5 运行效果 |
| 7.6 讨论 |
| 7.7 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间公开发表论文及专利情况 |
| 在学期间省级获奖情况 |
（6）基于双功能钙基催化剂的焦油模拟物重整制氢实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 生物质焦油的分类 |
| 1.3 生物质焦油的去除方法 |
| 1.4 焦油水蒸气重整催化剂体系 |
| 1.5 钙基催化剂的研究现状 |
| 1.6 焦油模拟物催化重整机理的研究 |
| 1.7 研究目的、内容及技术路线 |
| 2 NiO/CaO-Ca_(12)Al_(14)O_(33)催化剂的制备及表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.3 NiO/CaO-Ca_(12)Al_(14)O_(33)催化剂的表征结果分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 NiO/CaO-Ca_(12)Al_(14)O_(33)对不同焦油模拟物的催化重整研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.3 温度对苯、间甲基苯酚、1-甲基萘催化重整的影响 |
| 3.4 水碳比对苯、间甲基苯酚、1-甲基萘催化重整的影响 |
| 3.5 不同焦油模拟物催化裂解的机理初探 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 NiO/CaO-Ca_(12)Al_(14)O_(33)催化剂的使用寿命和循环性能探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.3 NiO/CaO-Ca_(12)Al_(14)O_(33)催化剂的使用寿命探究实验 |
| 4.4 NiO/CaO-Ca_(12)Al_(14)O_(33)催化剂的循环性能探究实验 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 金属掺杂对NiO/CaO-Ca_(12)Al_(14)O_(33)催化剂的循环性能影响研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.3 金属掺杂改性催化剂的ESEM-EDS表征 |
| 5.4 三种金属掺杂NiO/CaO-Ca_(12)Al_(14)O_(33)催化剂循环性能的研究 |
| 5.5 改性催化剂循环性能评价 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（7）生态鱼缸中植物与基质的筛选及净化效果初探（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.3 国内外研究的现状分析 |
| 1.3.1 水生植物的概念及分类 |
| 1.3.2 水生植物的增氧技术 |
| 1.3.3 水生植物抑藻技术 |
| 1.3.4 水生植物对净化水质的研究 |
| 1.3.5 水培植物的概念及分类 |
| 1.3.6 水培植物的栽培技术 |
| 1.3.7 生态鱼缸的概念 |
| 1.4 研究目的 |
| 1.5 课题来源 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 生态鱼缸中水培植物、沉水植物、基质筛选研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.1.3 试验方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 不同组合中水培植物生长情况比较分析 |
| 2.2.2 不同组合中水培植物逆境酶系统比较分析 |
| 2.3 讨论 |
| 3 生态鱼缸中植物与鱼共养净化效果初探 |
| 3.1 试验材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 试验方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同水培植物、沉水植物、基质组合中水质情况分析 |
| 3.2.2 不同水培植物、沉水植物、基质组合中锦鲤死亡数分析 |
| 3.3 讨论 |
| 4 研究结论、创新点及展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（8）西安西咸新区新河沣西新城段景观修复设计研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1. 绪论 |
| 1.1. 研究背景 |
| 1.2. 研究目的及意义 |
| 1.2.1. 研究目的 |
| 1.2.2. 研究意义 |
| 1.3. 国内外研究现状 |
| 1.3.1. 国外研究 |
| 1.3.2. 国内研究 |
| 1.4. 研究的内容与方法 |
| 1.4.1. 研究内容 |
| 1.4.2. 研究方法 |
| 1.5. 本文的研究框架(图 1.1 论文框架) |
| 1.6. 本章小结 |
| 2. 河道景观修复设计概述及案例分析 |
| 2.1. 概念阐释 |
| 2.2. 河道景观修复的发展过程 |
| 2.2.1. 我国城市河道景观理论发展状况 |
| 2.2.2. 我国城市河道景观实践状况 |
| 2.3. 研究课题的相关理论 |
| 2.3.1. 景观生态学理论 |
| 2.3.2. 河道景观修复的理论 |
| 2.3.3. 河道景观设计 |
| 2.3.4. 河道景观修复设计的方法 |
| 2.4. 国内河道景观修复设计的实例分析 |
| 2.4.1. 沣河生态景观区南段景观实例分析 |
| 2.4.2. 太平河河道中段生态景观规划设计 |
| 2.4.3. 海南屯昌吉安河河道生态修复设计 |
| 2.4.4. 上海后滩湿地公园 |
| 2.5. 案例总结 |
| 2.6. 本章小结 |
| 3. 新河沣西新城段现状调研 |
| 3.1. 新河沣西新城段背景 |
| 3.2. 沣西新城段其他水系状况 |
| 3.3. 新河及其周边河道防洪标准 |
| 3.4. 道路交通 |
| 3.5. 新河沣西新城段景观现状调研 |
| 3.5.1. 研究范围及区段划分 |
| 3.5.2. 区段1现状 |
| 3.5.3. 区段2现状 |
| 3.5.4. 区段3现状 |
| 3.5.5. 区段4现状 |
| 3.5.6. 区段5现状 |
| 3.6. 新河沣西新城段问卷调查 |
| 3.6.1. 调研问卷结果 |
| 3.7. 新河段河道存在问题 |
| 3.7.1. 不满足防洪安全 |
| 3.7.2. 水体污染严重 |
| 3.7.3. 河道丧失其生态功能 |
| 3.7.4. 生境的破碎化 |
| 3.7.5. 缺乏河道景观及亲水功能 |
| 3.8. 交通道路网络连通性差 |
| 3.9. 小结 |
| 4. 新河沣西新城段景观修复策略研究 |
| 4.1. 新河景观修复设计目标 |
| 4.2. 新河景观修复设计原则 |
| 4.3. 新河景观生态修复策略研究 |
| 4.3.1. 防洪安全修复 |
| 4.3.2. 水环境的改善 |
| 4.3.3. 建立生物栖息空间 |
| 4.3.4. 建立人工湿地 |
| 4.3.5. 建设多功能生态护岸 |
| 4.3.6. 植物多样性修复策略 |
| 4.4. 新河段景观设计策略研究 |
| 4.4.1. 景观分区设计 |
| 4.4.2. 水域景观设计 |
| 4.4.3. 亲水空间的营造 |
| 4.4.4. 道路交通设计 |
| 4.4.5. 植物景观设计 |
| 4.4.6. 环境配套设施设计 |
| 4.5. 小结 |
| 5. 新河沣西新城段景观修复设计实践研究 |
| 5.1. 沣西新城上位规划及新河段景观修复设计范围 |
| 5.2. 新河河道景观修复设计总规划 |
| 5.3. 新河段生态修复的具体实施 |
| 5.3.1. 提高防洪能力 |
| 5.3.2. 恢复自然生态岸线 |
| 5.3.3. 栖息地的建立 |
| 5.3.4. 人工湿地的实施 |
| 5.4. 新河段景观设计 |
| 5.4.1. 景观功能分区分析图 |
| 5.4.2. 景观结构分析图 |
| 5.4.3. 设计总平面图 |
| 5.4.4. 景观分区设计 |
| 5.4.5. 道路交通景观设计 |
| 5.4.6. 植物景观设计 |
| 5.4.7. 专项设计 |
| 5.5. 小结 |
| 6. 结论、展望 |
| 6.1. 结论 |
| 6.2. 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录Ⅰ 学术成果 |
| 附录Ⅱ 图表目录 |
| 附录Ⅲ 法规依据 |
| 附录Ⅳ 调研问卷 |
（9）生物洗涤法净化含苯废气及其强化技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 挥发性有机物处理现状 |
| 1.2 微生物治理技术的基本理论 |
| 1.3 微生物治理技术分类 |
| 1.3.1 生物过滤法 |
| 1.3.2 生物滴滤法 |
| 1.3.3 生物洗涤法 |
| 1.3.4 生物转鼓过滤法 |
| 1.4 微生物治理技术研究进展 |
| 1.4.1 表面活性剂的运用 |
| 1.4.2 联用技术的发展 |
| 1.4.3 微生物群落研究 |
| 1.5 课题研究意义和内容 |
| 1.5.1 课题的研究目的和意义 |
| 1.5.2 课题研究的主要内容 |
| 1.6 研究技术路线 |
| 1.6.1 研究总体思路 |
| 1.6.2 研究技术路线 |
| 第2章 实验仪器与药品 |
| 2.1 实验仪器 |
| 2.2 实验药品 |
| 第3章 生物洗涤法处理含苯废气 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 工艺流程及装置 |
| 3.1.2 活性污泥培养及驯化 |
| 3.1.3 清水洗涤与生物洗涤对比实验 |
| 3.1.4 分析方法 |
| 3.2 生物洗涤液的准备与性能研究 |
| 3.2.1 活性污泥培养与驯化 |
| 3.2.2 活性污泥降解苯的性能评价 |
| 3.3 生物洗涤法处理含苯废气 |
| 3.3.1 进气苯质量浓度对洗涤效果的影响 |
| 3.3.2 停留时间对洗涤效果的影响 |
| 3.3.3 洗涤液pH对洗涤效果的影响 |
| 3.3.4 气体流量对洗涤效果影响 |
| 3.4 清水洗涤与生物洗涤效果对比 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 泡沫生物洗涤法强化处理含苯废气 |
| 4.1 实验材料与装置 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验装置 |
| 4.2 分析方法 |
| 4.2.1 气体样品 |
| 4.2.2 液体样品 |
| 4.2.3 代谢产物分析 |
| 4.2.4 微生物多样性分析 |
| 4.3 数据统计 |
| 4.4 初始操作条件 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 4.5.1 表面活性剂种类及浓度的选择 |
| 4.5.2 最佳停留时间 |
| 4.5.3 去除负荷 |
| 4.5.4 泡沫塔蛋白质富集能力评价 |
| 4.5.5 最佳回淋比的确定 |
| 4.5.6 pH及皂角苷的调控 |
| 4.5.7 长期运行 |
| 4.5.8 代谢产物分析 |
| 4.5.9 群落结构分析 |
| 4.5.10 酶与代谢通路 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 苯降解菌的分离鉴定及其降解途径研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 培养基 |
| 5.1.2 菌种筛选 |
| 5.1.3 菌种鉴定 |
| 5.1.4 检测方法 |
| 5.1.5 降解苯动力学研究 |
| 5.1.6 优化W菌降解苯的条件 |
| 5.1.7 菌种生长规律 |
| 5.1.8 漆酶活性测定 |
| 5.1.9 代谢产物检测与分析 |
| 5.1.10 复合菌剂 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 菌株的筛选与鉴定 |
| 5.2.2 皂角苷促进下菌株苯降解动力学 |
| 5.2.3 降解苯最优条件确定 |
| 5.2.4 生长曲线 |
| 5.2.5 代谢产物分析 |
| 5.2.6 添加复合菌剂效果对比 |
| 5.3 结果讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表论文与专利 |
| 致谢 |
（10）一株高效异养硝化-好氧反硝化细菌WZ17的筛选及其脱氮特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 养猪废水处理研究进展 |
| 1.1.1 养猪废水水质特点及危害 |
| 1.1.2 养猪废水处理方式 |
| 1.1.2.1 工业化处理 |
| 1.1.2.2 自然处理 |
| 1.2 氮素污染现状及处理方式 |
| 1.2.1 氮素对水体的危害 |
| 1.2.2 生物脱氮技术 |
| 1.2.2.1 传统生物脱氮技术 |
| 1.2.2.2 传统生物脱氮技术的不足 |
| 1.2.2.3 新型生物脱氮技术 |
| 1.3 异养硝化-好氧反硝化细菌特征及研究现状 |
| 1.3.1 异养硝化细菌特征 |
| 1.3.2 异养硝化-好氧反硝化脱氮机理 |
| 1.3.2.1 异养硝化过程相关酶 |
| 1.3.2.2 好氧反硝化过程相关酶 |
| 1.4 本课题研究意义及研究内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 高效异养硝化菌的筛选及鉴定 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 分离源 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 实验药品 |
| 2.1.4 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 菌株的富集培养与初筛 |
| 2.2.2 菌株的复筛 |
| 2.2.3 菌株的鉴定 |
| 2.2.3.1 菌株基因组DNA提取 |
| 2.2.3.2 菌株16S rDNA序列的PCR扩增及测序 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 筛选结果 |
| 2.3.2 菌株鉴定 |
| 2.3.2.1 形态学观察 |
| 2.3.2.2 16S rDNA序列分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 菌株WZ17脱氮条件优化 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 菌株 |
| 3.1.2 培养基 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 菌株WZ17脱氮影响因子研究——单因素试验 |
| 3.2.1.1 碳源对菌株WZ17脱氮性能的影响 |
| 3.2.1.2 C/N对菌株WZ17脱氮性能的影响 |
| 3.2.1.3 初始pH对菌株WZ17脱氮性能的影响 |
| 3.2.1.4 转速对菌株WZ17脱氮性能的影响 |
| 3.2.1.5 温度对菌株WZ17脱氮性能的影响 |
| 3.2.2 菌株WZ17脱氮影响因子研究——响应面实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 菌株WZ17脱氮影响因子研究——单因素试验 |
| 3.3.1.1 碳源对菌株WZ17脱氮性能的影响 |
| 3.3.1.2 C/N对菌株WZ17脱氮性能的影响 |
| 3.3.1.3 初始pH对菌株WZ17脱氮性能的影响 |
| 3.3.1.4 温度对菌株WZ17脱氮性能的影响 |
| 3.3.1.5 转速对菌株WZ17脱氮性能的影响 |
| 3.3.2 菌株WZ17脱氮影响因子研究——响应面试验 |
| 3.3.2.1 回归方程及方差分析 |
| 3.3.2.2 响应面及等高线图形分析 |
| 3.3.2.3 菌株WZ17脱氮条件及验证性实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 菌株WZ17异养硝化—好氧反硝化特性研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 菌株 |
| 4.1.2 培养基 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 菌株WZ17异养硝化特性 |
| 4.2.2 菌株WZ17好氧反硝化特性 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 菌株WZ17异养硝化过程研究 |
| 4.3.1.1 菌株WZ17异养硝化过程生长阶段划分 |
| 4.3.1.2 菌株WZ17异养硝化过程生长世代时间 |
| 4.3.1.3 菌株WZ17异养硝化生长动力学 |
| 4.3.1.4 菌株WZ17异养硝化降解动力学 |
| 4.3.1.5 菌株WZ17异养硝化过程研究 |
| 4.3.1.6 不同氨氮负荷对菌株WZ17异养硝化性能的影响 |
| 4.3.2 菌株WZ17好氧反硝化过程研究 |
| 4.3.2.1 以NO_3~--N为唯一氮源 |
| 4.3.2.2 以NO_2~--N为唯一氮源 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 菌株WZ17脱氮机制研究 |
| 5.1 试验材料 |
| 5.1.1 菌株 |
| 5.1.2 培养基 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.2.1 粗酶液提取 |
| 5.2.2 酶活性检测 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 菌株WZ17硝化和反硝化过程相关酶活性 |
| 5.3.2 菌株WZ17氮平衡分析 |
| 5.3.3 菌株WZ17脱氮途径分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 菌株WZ17处理养猪废水 |
| 6.1 试验材料 |
| 6.2 试验方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 菌株WZ17对养猪废水的净化效果 |
| 6.3.2 外加碳源对菌株WZ17净化养猪废水的影响 |
| 6.3.3 土着微生物对菌株WZ17净化养猪废水的影响 |
| 6.3.4 优化后菌株WZ17对养猪废水的净化效果 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
四、立式组合加氧过滤循环水族净化系统（论文参考文献）
- [1]魔鬼弧菌L2-2和豚鼠气单胞菌GLB-10对磺胺类抗生素的代谢途径与分子机制研究[D]. 王巧宁. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2021(01)
- [2]系统代谢改造大肠杆菌高效合成反式-4-羟基-L-脯氨酸[D]. 龙梦飞. 江南大学, 2021(01)
- [3]真菌碳纳米管组装物对芘的去除性能与机理[D]. 李雪玲. 大连理工大学, 2021(01)
- [4]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)
- [5]水平潜流人工湿地用于城镇污水厂尾水深度脱氮的研究与实践[D]. 白雪原. 东北师范大学, 2020
- [6]基于双功能钙基催化剂的焦油模拟物重整制氢实验研究[D]. 杜丹. 华中科技大学, 2020(01)
- [7]生态鱼缸中植物与基质的筛选及净化效果初探[D]. 文冬. 中南林业科技大学, 2020(02)
- [8]西安西咸新区新河沣西新城段景观修复设计研究[D]. 李静. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [9]生物洗涤法净化含苯废气及其强化技术研究[D]. 李远啸. 河北科技大学, 2019(07)
- [10]一株高效异养硝化-好氧反硝化细菌WZ17的筛选及其脱氮特性研究[D]. 刘方剑. 温州大学, 2020(04)