一、Microbiological denitrification and inhibition of intermediates in lake waters（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》文中研究指明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。
梁银坤[2]（2021）在《“生物转盘+人工湿地”组合工艺对受污染河水的净化效果研究》文中研究指明河流污染制约着社会发展,降低了居民生活质量,成为当今社会面临的主要环境问题之一。生物膜法和生态处理法作为两类常见的水处理方法,被运用于受污染河水的治理中。采用单一方法处理会造成能耗大、土地利用紧张等问题;然而,生物–生态工艺的组合既能节省成本和运行费用,还能稳定污染物去除效果、实现良好的生态环境效益。生物转盘作为生物膜法的代表性技术之一,具有高效且运行管理简便等特点,在受污染河水的治理中具有良好的应用前景。人工湿地技术作为一种典型的生态处理技术,具有运行成本低和生态效果好等优点,一直是水环境修复中的研究热点。本研究以梁滩河湿地工程为对象,探究“生物转盘+人工湿地”组合工艺对河水的净化效果,明晰各处理单元的功能和作用;采用静态箱法,探明处理工艺中温室气体的释放特征和排放规律;运用Illumina Miseq高通量测序,揭示微生物群落结构的时空演替特征,阐明微生物群落时空变化与污染物去除和温室气体排放的关系;最后,根据市场价值法和影子工程法等,评估湿地工程的综合效益。主要研究结果如下:（1）组合工艺出水NH4+–N、TN、TP和COD浓度基本达到《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）Ⅴ类标准,平均去除率分别为95.09%、42.85%、37.67%和50.08%,暖季净化效果优于寒季。pH和DO沿程呈现先增加后降低再增加的趋势,电导率（EC）和浊度沿程逐渐降低,水温无明显变化。尽管组合工艺NH4+–N、TN、TP和COD浓度沿程有所波动,但整体呈现降低的趋势。NH4+–N主要在生物转盘中去除,NO3-–N、TN、TP和COD主要在湿地系统中去除。生物转盘和湿地系统在氮素转化和污染物去除方面存在功能互补性,保证了良好的污染物净化效果。（2）暖季生物转盘中NH4+–N、TN、TP和COD的去除速率常数分别为26.6d-1、0.1 d-1、1.5 d-1和2.6 d-1,而湿地系统中则分别为2.0 d-1、0.7 d-1、0.5 d-1、和0.6 d-1。与暖季相比,寒季生物转盘中NH4+–N和TP的去除速率常数下降,湿地系统中TN和COD去除速率常数降低。植物吸收对氮、磷的去除贡献分别为46.6%和24.4%,寒季植物收割限制了湿地系统对NO3-–N的去除,导致TN去除速率常数的降低。（3）试验期内NH4+–N进水负荷波动较大,但组合工艺对其始终保持良好的净化效果,而TN、TP和COD的进水负荷对其净化效果影响较大,最佳进水负荷分别为1.50～2.50 g/（m2·d）、0.15～0.40 g/（m2·d）和15～20 g/（m2·d）。（3）暖季生物转盘N2O、CH4和CO2的排放通量分别为0.89、7.05和36.63×103mg/（m3·d）,暖季湿地系统N2O、CH4和CO2的排放通量分别处于0.45～3.60 mg/（m2·d）、4.06～189.89 mg/（m2·d）和5.99×103～18.64×103 mg/（m2·d）之间。与暖季相比,寒季各构筑物N2O、CH4和CO2的排放通量和排放量均呈现不同程度的降低。暖季处理系统的综合增温潜势（GWP）达到51.04×104 g/d,而寒季则降低为24.48×104 g/d,表面流湿地对系统综合GWP的贡献最高,系统综合GWP的主要贡献者为CO2。（4）无论暖寒季,湿地系统微生物群落多样性和丰富度均高于生物转盘,组合工艺沿程微生物群落多样性和丰富度先增加后降低。同一季节不同构筑物微生物群落具有差异性。然而,同一构筑物在不同季节微生物群落具有相似性。各构筑物主要菌门包括Proteobacteria、Chloroflexi、Actinobacteria、Acidobacteria、Bacteroidetes、Firmicutes和Nitrospirae。温度变化对各构筑物菌门组成影响较小。组合工艺主要功能菌包括Kouleothrix、Nitrospira、Nitrosomonas、Hyphomicrobium、Bacillus、Comamonas、Dechloromonas、Thiobacillus、Anaerolineaceae、Sphingomonas、Rhodobacter和Pseudomonas。各构筑物功能菌属相对丰度的差异导致污染物去除和温室气体排放具有不同特征。（5）梁滩河湿地工程总投资和运行成本分别为38206.85万元和126.93万元/年。该工程在材料供给、水质净化、固碳释氧、蓄水调节、栖息地保护、休闲旅游、科研教育和就业服务等方面扮演着重要的角色,其经济、生态和社会效益分别达到65.45×104、8.92×106和37.04×104元/年,综合效益显着。
孙宇辰[3]（2021）在《微生物主导的环境中硝酸盐和微塑料去除研究》文中指出水作为地球上最重要的可利用资源之一,是维持地球上生态平衡的重要组成部分,保障了人类的生产生活。然而由于目前经济社会的发展,水体遭到了严重的污染。其中硝酸盐是水体污染指标中最重要的组成部分之一,硝酸盐摄入人体后在还原性细菌的作用下部分被还原成亚硝酸盐,亚硝酸盐能与血红蛋白结合使其失去输氧功能。高浓度的NO3-在体内可与含氮有机化合物形成“三致”物质亚硝基胺和亚硝基酰胺。纳米零价铁被认为是去除硝酸盐氮的一种有效方法。纳米零价铁由于其特殊的尺寸效应,表面效应,高活性等特点目前被广泛应用于污水处理,然而纳米零价铁自身的特性也是一把双刃剑,大比表面积、高活性的优点同时也带来了易团聚、不稳定的缺点,这些缺点限制了其在污水处理等方面的应用。微塑料作为一种新型的热门污染物,它的直径一般小于5毫米,随着塑料商品的大规模使用,微塑料一词走进了人们的日常生活中,微塑料已经成为与全球变暖,温室效应,臭氧等并列的世界性环境问题。基于以上问题本文利用微生物的生物还原特性直接将纳米颗粒前驱体还原成纳米颗粒,通过在土壤中筛选出具有优良反硝化功能的反硝化菌,连续培养数代不断驯化反硝化菌的方法,将纳米颗粒成功负载在反硝化菌上,形成反硝化菌-纳米铁复合材料,应用于去除水体中的硝酸盐氮,此外我们还利用微生物的生物代谢作用降解微塑料,研究了洗面奶中微塑料的降解机制。主要研究内容如下:（1）生物合成的反硝化菌-纳米铁（FeNPs）复合材料通过UV-Vis、XPS、FTIR和TEM等进行表征,确认FeNPs嵌入在细菌中并受到细菌的完全保护。0.01 g该复合材料可在420分钟内去除近100%的硝酸盐氮,而且不会产生额外的氨氮。负载在反硝化菌-FeNPs复合材料中的FeNPs可以充当反硝化菌的电子供体,从而完成生物反硝化过程,这将加快反硝化速率,以更快去除硝酸盐氮。FeNPs是通过反硝化细菌的生物还原能力合成的,无需添加其他化学还原剂,同时反硝化细菌可以保护FeNPs免受环境中的氧化。（2）在洗面奶中提取出新型污染物微塑料,利用FTIR、RAMAN、CLMS、EM等进行表征,拉曼光谱和傅里叶变换红外光谱确定提取出的微塑料的主要成分是聚乙烯,用尼罗红染色的CLSM图像揭示了微塑料的形状和大小,EDS元素图表明了提取出微塑料的C/O比。（3）利用微生物的生物代谢作用对微塑料进行生物降解,研究发现细菌首先在微塑料上生长,定殖,然后进行代谢作用。微孔滤膜上0.22 g微塑料在33天内可几乎完全降解。
洪文[4]（2021）在《水热法制备铁碳电催化剂用于硝酸盐还原》文中进行了进一步梳理由于工农业的快速发展,导致过量的氮排放,造成自然界的氮循环失衡,尤其体现在水体生态系统中硝酸盐污染。过量的硝酸盐会严重抑制水体环境的生物多样性,并且危害人体健康,因此寻求一种高效、简单的方法处理水体系中过量的硝酸盐是目前研究者们亟待解决的问题。近年来开发了多种去除水体中硝酸盐技术,比如物理反硝化,化学还原反硝化,生物反硝化以及电催化脱氮等。因为反应过程具有温和性,环境友好性等优势,电催化脱氮被认为是最具有广阔发展前景的研究技术之一。催化剂的设计是电催化脱氮过程中最重要的环节之一。近年来,具有高活性和低成本的铁纳米颗粒已被广泛应用在电催化领域。由于铁纳米颗粒的高表面能以及高活性,易发生团聚或者氧化,导致其反应活性以及催化效果明显降低,因此推广铁基电催化剂材料的实际生产仍然存在诸多限制。那么如何设计简单易得的合成方法以实现有效的空间结构,抑制铁基材料在催化过程中的团聚现象,从而暴露出更多的活性位点,实现向氮气转化的高还原能力?基于此,首先本文设计通过多步水热法,经过原位高温还原,将铁纳米颗粒镶嵌在微孔碳球中（Fe@C）。此外,碳球存在大量的微孔结构,能够有效限制了铁纳米颗粒的聚集,促进电催化过程中离子/电荷的传输。同时碳载体可作为有效保护层,减缓铁纳米颗粒的氧化进程,显着提高催化效果。最终产物达到“克”级标准,具备批量生产的可能性。在探究不同铁盐前驱体的含量对Fe@C的催化性能影响过程中,发现Fe@C-1（铁含量38.3 wt%）表现出最优异的硝酸根去除率75.9%,～98%氮气选择性以及良好的硝酸根去除能力1238.6 mg N g-1 Fe。在整个材料设计合成过程中,铁纳米颗粒充分发挥了作为活性物质的作用,将硝酸根转化为目标产物氮气,表现出优异的催化性能。由于大部分的铁纳米颗粒位于微碳球的内部,并不利于与NO3-直接接触。于是,我们将富含氮原子的双氰胺与蔗糖,铁盐一起水热处理,然后在氮气中碳化,制备得到铁氮共掺杂的介孔碳片结构。氮的配位环境能够促进与金属粒子的结合,抑制铁纳米颗粒的团聚,使得铁物种以原子簇的形式瞄定在碳片上,同时形成Fe Nx活性位点。在二者的协同作用下,暴露更多的活性位点,提高对氮气的选择性。此外,Fe-NC纳米材料表现出丰富的多孔结构(比表面积:969.6～1431.6 m2 g-1),有效促进电催化过程中硝酸根离子吸附和传输。在高浓度硝酸盐浓度下(150mg L-1),Fe-NC-2仍表现出稳定的氮气选择性（～98%）,和优异的硝酸根去除能力(～2291.3 mg N g-1 Fe)。综上所述,本课题通过一种高效,简单且相对高产的水热方法,通过合理设计铁碳电催化剂的结构,暴露大量活性位点,提高对活性物质的利用率,增强对硝酸根离子的吸附和传输,保证五电子的还原路径,从而达到实现高的氮气选择性以及优异的硝酸根去除性能的目的。
陈均利,彭英湘,刘锋,罗沛,张树楠,张苗苗,胡廉成,吴金水[5]（2020）在《异养硝化-好氧反硝化菌脱氮特性研究进展》文中研究说明异养硝化-好氧反硝化（HN-AD）菌能在好氧条件下异养硝化,将硝化产物转化为含氮气体快速脱氮,成为污水生物脱氮处理领域的研究热点。该文综述了近30年来已分离HN-AD菌株的种类、脱氮特性和代谢途径,重点总结了溶解氧、碳源和温度等条件对HN-AD菌生长和脱氮能力的影响,简述了HN-AD菌实际废水处理工艺的应用和研究现状,并对HN-AD菌的研究重点和技术应用前景进行了展望。
陈倩茹[6]（2020）在《复配型微生物促生剂研发及其对黑臭水体改善效果研究》文中指出水体黑臭是水体污染的一种极端表现,已成为不容忽视且棘手的环境问题,黑臭水体的治理是我国目前的重点。黑臭底泥的生境导致了底泥中硫酸盐还原菌等厌氧微生物为优势菌群,这些特殊微生物群落进行生长代谢是促使水体发生黑臭的重要原因。采取有效的措施抑制致黑致臭微生物的生长,促进微生物群落向消除黑臭的方向调整,将对黑臭河道的治理有重要意义。本文选取沙颍河流域下游城市黑臭内河为研究对象,研究黑臭底泥微生物群落特征,进一步自行研发由过氧化钙、硝酸钙、微生物促生剂和膨润土等组成的复配型微生物促生剂,优选复配型微生物促生剂配方并探索复配型微生物促生剂对黑臭水体的修复效果和机理。主要研究结果如下:（1）为了研究沙颍河下游城市黑臭内河不同季节沉积物微生物群落特征,对安徽省阜阳市黑臭内河中清河、七渔河表层沉积物进行16S r DNA高通量测序。结果发现:黑臭河流中沉积物的微生物多样性指数均不高,但是表现出一定的变化规律,即春季>冬季≥夏季>秋季;通过冗余性分析发现微生物多样性受季节与沉积物p H影响较显着。分析沉积物门水平上的微生物群落结构发现,季节、温度、TN及SOM对微生物影响较大。变形杆菌、厚壁菌门、绿弯菌门、疣微菌门、拟杆菌门和放线菌门等优势菌门的相对丰度在季节水平上存在差异,春季厚壁菌门、绿弯菌门、放线菌门和酸杆菌门相对丰度较高,其中绿弯菌门和酸杆菌门是已知指示污染的微生物,变形杆菌门相对较少。秋季疣微菌门与拟杆菌门相对丰度显着减小,变形杆菌门相对其他季节显着增加。样品中共发现16个硫酸盐还原菌（SRB）菌属,其中Desulfoprunum是丰度最高的菌属。春季沉积物中SRB的类群最多,相对丰度最大;硫酸盐还原菌群与SO42-、TN、SOM、Cl-等呈显着正相关。上述结果也为营养盐控制时机的选择从而有效避免河流中黑臭物质的产生提供了一定参考。（2）针对黑臭水体溶解氧低、氧化还原电位低和黑臭水体中厌氧微生物为优势菌群的污染特征,研发一种由过氧化钙、硝酸钙、微生物促生剂和膨润土组合的复配型微生物促生剂修复黑臭水体。旨在利用过氧化钙、硝酸钙提高黑臭水体的溶解氧、氧化还原电位,促进好氧微生物的生长;利用微生物促生剂削减底泥的总有机质,提高微生物活性;利用膨润土控制上述试剂的释放速率。在上述材料的基础上进行配方优化,以期获得较好的修复效果。通过正交试验进行复配型微生物促生剂配方优化,结果发现:复配型微生物促生剂中过氧化钙可显着提高试验水样DO、p H,膨润土的存在可以抑制过氧化钙单独使用时引起的p H升高。硝酸钙会导致试验水样硝态氮含量显着上升,膨润土则可以控制硝酸钙释放硝酸根的速率,复配型微生物促生剂可显着降低试验水样和底泥中氨氮含量。通过实验确定了复配型微生物促生剂配方:过氧化钙、硝酸钙与微生物促生剂的质量比值为5:5:1,膨润土配比1:1。（3）研究了复配型微生物促生剂对黑臭水体的修复效果,结果显示当复配型微生物促生剂投加量为0.275 g/L时,在31天后实验组底泥氨氮去除率较对照组显着提高66.97%,实验组水体氨氮去除率较对照组显着提高61.14%。底泥中的微生物群落向好氧微生物转变。实验组底泥中的氨化细菌、硝酸细菌数量较对照组显着提高,分别是对照组的3.36倍和236倍。实验组底泥中的硫酸盐还原菌数量较对照组显着减少1-2个数量级,实验组亚硝酸细菌是对照组的4.42倍,但无显着差异。对实验组及对照组中的氨氧化古菌进行检测,发现实验组中氨氧化古菌的相对丰度显着高于对照组,说明复配型微生物促生剂能促进氮循环菌生长,加速底泥氨氮向其他形式氮转化。
薄乐[7]（2020）在《盐单胞菌微生物燃料电池产电与废水净化耦合技术研究》文中研究表明微生物燃料电池（Microbial fuel cell,MFC）是一种利用微生物将有机物中存储的化学能直接转化为电能的生物化学反应装置。微生物燃料电池产电和废水净化耦合技术具有能耗低、适应性广、过程高效、产物清洁,同时可以回收废水处理中电能等特点。染料纺织,皮革、石油农药等行业废水一般含盐量较高,以含盐废水为基质的MFC运行,面临如下技术问题:高盐抑制阳极产电微生物的生长代谢和群落多样性,进而影响微生物燃料电池产电。目前解决策略和方法为:驯化耐盐电极微生物;添加耐盐助剂。但是耐盐驯化的电极微生物不稳定,添加耐盐助剂显着地提高了 MFC运行成本。从中度嗜盐菌中筛选能够在高盐条件下MFC产电并脱色-脱氮的菌株,研究其产电和废水净化耦合技术,具有重要意义。本文从中度嗜盐菌Halomonas菌株中筛选出一株MFC高效产电菌株Halomonas venusta DSM 4743T。该菌株能够在高盐下诱导合成ectoine,抵抗环境渗透压胁迫,进而解除高盐对菌株生长和代谢的抑制作用。本文对H.venus taDSM 4743T的产电条件进行优化研究,结果表明最适产电条件为:乙酸钠6 g/L、中性红50 μM、pH为8、NaCl 30 g/L,在最适产电条件下MFC最高输出电压为346 mV,最大功率密度为10.09 mW/m3。该菌株合成核黄素并可将其分泌到胞外,克隆了 rib G、rib A和rib C/rib R核黄素合成酶基因。采用响应面分析法对H.venusta DSM 4743T脱色条件进行优化最适脱色条件为（g/L）:葡萄糖20,谷氨酸钠25,硫酸铵8,酵母粉0.5,K2HPO4.3H20 9,KH2PO43,MgSO4·7H2O 0.4,MnSO4·H20 0.01,NaCl 30,微量元素 2 mL,亚甲基蓝 32 mg/L,pH 6.7,温度27℃。优化条件下的脱色率为91.0%。考察对菌株高盐脱氮能力,最大脱氮率为91.8%。H.venusta DSM 4743T高盐下（NaC130 g/L）MFC产电与脱色-脱氮耦合运行,最大输出电压达224 mV,亚甲基蓝脱色率为94.1%,脱氮率为53.5%。
康岱[8]（2020）在《基于微生物电化学技术的同步硝化反硝化及其脱氮机制研究》文中研究指明传统生物脱氮工艺在含氮废水处理中发挥了重要作用,但在实际脱氮过程中处理低C/N比废水时,往往需要额外投加甲醇等电子供体以及补充所需碱度。随着新型生物脱氮工艺的发展,其中,厌氧氨氧化（ANAMMOX）因其自养脱氮的优势,备受关注。但是厌氧氨氧化菌繁殖缓慢及其运行条件限制了该工艺的实际应用。近年来电活性菌的胞外电子传递打破了原有胞内电子传递的局限,为新型脱氮技术的开发提供了新思路。为此,本论文针对低C/N比废水处理过程中氨氧化碱度和反硝化碳源不足问题,基于电活性菌胞外电子传递的特点,构建双室微生物电化学系统,通过正负电极电势以及Fe（II）/Fe（III）穿梭的两种方式,调控氨氧化与反硝化过程,探讨了两种方式对氨氧化碱度消耗及其对电极氨氧化和电极反硝化的影响,并对反应器的工艺性能、生物-电化学特性、反应机理及系统功能微生物结构演替进行了相关研究,为低C/N比含氮废水自养脱氮提供技术支撑。本课题的研究内容及获得的主要结果如下:1)构建双室MEC,通过电极电势调控的方式干预氨氧化脱氮及生物膜电化学活性。在处理碱度不足（1.0 g/L NaHCO3）的低C/N比含氮（200 mg/L氨氮）废水时,外加正电势+0.3 V、+0.4 V、+0.6 V（vs Ag/AgCl）,实验组氨氧化率分别为54.59%、59.31%、37.97%,对系统性能有明显促进作用,相较于不加电势体系（70.79%）,最大降低了46.24%;当外加负电势-0.6 V、-0.8 V、-1.0V（vs Ag/AgCl）时,氨氧化率分别为93.41%、79.27%、83.23%,对系统性能具有削弱作用,相较于不加电势时最大提高了31.95%;外加+0.2V时与对照组差异不大。但总氮去除率在正负电势条件下均有提高,与对照组（9.38%）相比,最高总氮去除率为23.47%,达对照组的2.5倍。CV扫描结果显示外加电势后工作电极生物膜在-0.25 V至-0.35 V范围出现还原峰,对照组无明显峰出现,且电流相较对照组更大,对比说明外加电势能够调控生物膜的电化学活性。16S rRNA分析发现,对比未加电势,外加电极电势后电极生物膜中的放线菌门相对丰度减少,变形菌门和绿弯菌门相对丰度增加,Nitrosomonas sp.、Nitrosospira sp.、Bradyrhizobiaceae sp.及Rhodanobacter sp.等具有氨氧化和反硝化作用的菌属被同步富集。基于脱氮菌群组成及其电化学活性,推测存在硝化/反硝化氮素转化的直接种间电子传递（DIET）途径,促进了低C/N比废水脱氮。2)构建双室MFC反应器,使用铁棒作为工作电极,通过Fe2+/Fe3+循环与氨氧化过程耦合,在厌氧条件下处理低C/N比废水时,NH4+-N去除效率达93.1%,总氮去除效率最高达63.61%。与碳毡材料作电极的对照组相比,铁电极的参与有利于提高电子传递效率,其系统电流密度为164.8 m W/m3。同时,16S r RNA分析结果显示,工作电极室中富集了一些具有厌氧氨氧化和反硝化作用的功能微生物,如Planctomycetes sp.,Thauera sp等菌属,结合底物变化、体系内的铁离子变化规律,推测Fe2+/Fe3+循环驱动了氨氧化同步反硝化,解析了两者耦合的脱氮过程与机制。
胡杨梅[9]（2020）在《真菌异养硝化途径的SP特征值研究及应用》文中指出氧化亚氮（N2O）是一种重要的温室气体,土壤是最重要的N2O排放源之一。由于对N2O的产生过程尚未明晰,有关土壤N2O排放量的估算仍存在很大不确定性。现有结果表明,在湿润的亚热带和热带地区,真菌异养硝化可能是N2O的重要产生途径,因缺乏合适的研究方法,对真菌异养硝化的研究并未深入。本项目以我国亚热带酸性土壤为研究对象,以N2O同位素异位体法为研究手段,通过纯培养试验和土壤培养试验,确定了真菌异养硝化作用产生N2O的SP（site pre ference）特征值,亦填补了文献中这一数值的空缺。运用基于δ15N-SP值的二源同位素混合模型分析方法,结合真菌异养硝化产生N2O的SP特征值,研究了两种不同土地利用类型的亚热带酸性土壤的主要N2O排放途径。本文选取不同属的黄曲霉（Aspergillus flavus）、哈茨木霉（Trichoderma harzianum）、尖孢镰刀菌（Fusarium oxysporum）进行研究,其中黄曲霉选取了同属异种的两种菌株（Aspergillus flavus ATCC 26214、Aspergillus flavus）。在添加了不同类型有机氮底物（尿素、蛋白胨、β-丙氨酸）和无机氮底物（（NH4）2SO4）的条件下,发现四种真菌都可以通过异养硝化作用产生N2O。菌株种属明显影响N2O产率,两株同属异种的黄曲霉产生N2O的产率总体高于尖孢镰刀菌及哈茨木霉。由于不同真菌对含氮底物的偏好不同,底物类型对真菌的N2O产率影响不一致。N2O的δ15N、δ18O值受底物类型、反应进程等因素影响显着。不同处理组N2O的δ15N、δ18O值差异显着,甚至同一菌株在同种底物条件下的不同批次培养产生N2O的δ15N、δ18O值也明显不同。但是,所有处理组产生N2O的SP值变化不大,不受菌种种属、底物类型和反应进程的影响,保持在23.5～30.1‰,该值与其他N2O产生途径的SP特征值不同。为进一步验证真菌异养硝化产生N2O的SP特征值,将黄曲霉（ATCC 26214）、哈茨木霉、尖孢镰刀菌回接至经γ射线灭菌的酸性森林土壤,添加蛋白胨为有机氮源进行培养,发现三种真菌都能在土壤中产生N2O,但不同真菌的N2O产率随时间变化趋势不同,黄曲霉（ATCC 26214）和哈茨木霉在培养中期,N2O产率最高,而尖孢镰刀菌在培养初期最高。三种真菌产生N2O的δ15N、δ18O和SP值在培养初期差异较大,其中SP值在培养中后期差异逐渐缩小,为23.79～28.06‰,与真菌纯培养产生N2O的SP特征值差异不大（23.5～30.1‰）。运用基于δ15N-SP值的二源同位素混合模型方法研究了两种不同利用方式的亚热带酸性土壤（农田土壤、森林土壤）各N2O产生途径的相对排放贡献,发现农田土壤排放的N2O主要来自自养硝化和反硝化作用,而异养硝化作用则是森林土壤的主要N2O产生途径,这一结果与15N标记结合数值模型方法得到的结果基本一致。首次将真菌异养硝化的SP特征值与其他四个主要产生N2O的过程的SP特征值相结合,准确溯源了江西亚热带酸性森林土壤主要的N2O产生途径,验证了真菌异养硝化产生N2O的SP特征值的可靠性。通过本文的研究,我们明确了真菌主导的异养硝化作用产生N2O的SP特征值,提高了基于δ15N-SP值的二源同位素混合模型方法分析N2O各产生途径对N2O排放贡献的准确性,阐明了两种不同利用方式的亚热带酸性土壤中各N2O产生过程对N2O排放的贡献,为深入认识土壤N2O的产生途径,准确估算土壤N2O的排放量提供了科学依据。
王晴[10]（2019）在《极地环境氮转化及其功能微生物群落多样性》文中提出氮是组成核酸和蛋白质的必要元素之一,是许多生态系统的主要限制性营养元素。在自然界中,微生物驱动着氮素生物地球化学循环过程,形成了复杂的氮循环网络。近十多年来,随着免培养的分子生物学技术的发展,包括厌氧氨氧化（Anammox）、完全氨氧化（Comammox）等若干新的氮转化过程,和氨氧化古菌（AOA）等一些原本未知的氮转化微生物被发现,挑战了人们以往对氮素生物地球化学循环的理解。因此,有关环境中氮生物地球化学循环过程、相关功能微生物群落多样性及其影响机制的研究,已成为环境科学研究的国际前沿性课题。目前,学者们已经对全球陆地和水生态系统氮循环过程,及其功能微生物多样性开展了大量的研究。然而,关于极地生态系统,特别是南极苔原和湖泊环境中氮转化及其功能微生物多样性特征,人类还知之甚少,南极极端环境中是否存在厌氧氨氧化过程及其在氮循环中的作用,还未见有文献报道。因此,在全球变化的背景下开展南极环境氮循环过程与功能微生物多样性的研究尤为重要。鉴于此,本文以西南极法尔兹半岛地区和北极新奥尔松地区作为研究区域,采用泥浆实验结合15N稳定同位素示踪方法,以及克隆文库、宏基因组、荧光定量PCR等分子生物学方法,系统研究了南极与北极苔原土壤、湖泊与海洋沉积物中厌氧氨氧化、反硝化、硝化、硝酸盐异化还原（DNRA）等氮转化的速率及其影响因素,分析了厌氧氨氧化细菌（AnAOB）、氨氧化细菌（AOB）与氨氧化古菌（AOA）、反硝化细菌等氮转化微生物群落的分布和多样性变化规律及其影响因素;综合解析了它们对极地苔原和湖泊环境氮循环过程的影响;探讨了环境因子和海洋动物活动对极地环境氮转化过程及其功能微生物的影响机制。主要研究内容与研究结果概括如下:1.南极苔原土壤氨氧化过程及相关微生物群落多样性变化特征采集了南极法尔兹半岛和阿德雷岛五个不同生态区苔原土壤,包括海豹聚居地土壤（SS）、企鹅聚居地土壤（PS）和邻近的苔原土壤（PL）、苔原沼泽土壤（MS）和高地背景苔原土壤（BS）,在室内研究了苔原土壤氨氧化速率、氨氧化细菌（AOB）和氨氧化古菌（AOA）群落的组成和多样性分布规律,及其影响因素。结果表明:苔原土壤PS、SS和PL中氨氧化细菌（AOB）的丰度显着高于氨氧化古菌（AOA）,而MS和BS中AOB和AOA的丰度相似;企鹅和海豹的活动导致了 AOB与AOAamoA基因丰度比呈现出巨大波动（1.5×102～3.2×104）。在15℃培养条件下,苔原土壤氨氧化速率（PAOR）的变化范围为0.64～9.91 nmol N g-1 h-1,企鹅和海豹聚居地土壤（SS,PS）中的PAOR显着高于苔原土壤PL、MS和BS（P<0.05）,且与AOB amoA基因丰度显着正相关（P<0.01）,表明AOB在动物聚居地土壤的硝化作用中起到了更重要的作用。基因系统发育分析表明:苔原土壤中AOA和AOB分别来自Nitrososphaera和Nitrosospira谱系。企鹅或海豹活动显着改变了土壤AOA和AOB群落的组成。海豹聚居地（SS）和企鹅聚居地（PS）土壤中AOB amoA基因的多样性,高于非动物聚居地苔原土壤（PL、MS）。AOB和AOA丰度及其群落组成与海洋动物活动有关的土壤生物地球化学过程改变（如:土壤碳氮比的改变、动物排泄物输入的总氮、氨氮和磷）有关。总体上,氨氧化活性及功能微生物菌群动态受控于海洋动物活动影响的土壤生物地球化学特性的改变。2.南极苔原土壤Anammox、反硝化和DNRA过程及其对氮循环的贡献通过宏基因组测序发现了南极苔原土壤中存在厌氧氨氧化菌（AnAOB）。企鹅聚居地土壤中AnAOB占总测序细菌的0.18%;其中Candidatus Kuenenia stuttgartiensis的数量最多,占总 AnAOB 的 61.9%。苔原土壤 Anammox 16Sr RNA基因丰度为（9.79±0.11）×106～（1.61±0.08）×108copies g-1soil,与土壤pH值呈显着正相关（P<0.01）;在4℃培养条件下,土壤Anammox速率为0.02～2.08 nmol Ng-1 h-1,与土壤中氨氮（P<0.01）、总磷（P<0.05）和总硫（P<0.01）含量呈显着正相关,而与土壤碳氮比呈显着负相关（P<0.01）。苔原土壤反硝化细菌nirS基因丰度为（1.21±0.07）×106～（2.22±0.10）×108 copiesg-1 soil,与土壤氨氮含量呈正相关（P<0.05）,而与土壤含水率（P<0.05）、碳氮比（P<0.01）和总碳含量（P<0.01）呈负相关。反硝化速率为0.16～39.79 nmol Ng-1h-1,与土壤pH值（P<0.01）及硫含量（P<0.01）呈正相关,与土壤碳氮比呈负相关（P<0.05）。Anammox过程对土壤脱氮作用的贡献率为3.8%～62.0%,受到与动物活动相关的土壤C:N（P<0.05）和硝氮/氨氮比值（P<0.01）的影响,在C:N高的非动物活动区贡献率较高,动物活动区土壤脱氮则以反硝化过程为主。苔原土壤硝酸盐异化还原成氨（DNRA）速率为0.1～10.55 nmolNg-1h-1,与土壤磷（P<0.01）、硫（P<0.01）含量呈正相关,与土壤C:N呈负相关（P<0.05）,贡献了土壤总硝酸盐减少的3.5%～74.1%,并在非动物活动区苔原土壤中与Anammox过程存在耦合作用。3.南极湖泊沉积物氮转化及其相关微生物群落多样性变化特征使用15N-同位素示踪和分子生物学方法,分析南极法尔兹半岛和阿德雷岛G湖、Y3湖、Y4湖、长湖和燕鸥湖沉积物中厌氧氨氧化、氨氧化、反硝化和DNRA过程的速率及其功能微生物多样性变化特征。发现在南极G湖、Y3湖、Y4湖、长湖和燕鸥湖沉积物中存在Anammox菌,测序结果表明这些序列多与属于Anammox菌’Brocadia’ 属的序列相关;Anammox 1 6S rRNA基因丰度范围为（1.09±0.06）× 106～（1.33±0.05）× 108 copies g-1 sediment,其群落结构主要受到 pH的影响（P<0.05）。在G湖、Y3湖和Y4湖沉积物中检测到亚硝化螺菌属（Nittosospira）AOB;在Y2湖和燕鸥湖沉积物中,存在属于group 1.1b Nittososphaera cluster的AOA;RDA分析表明C:N 比是影响AOA、AOB空间分布的关键因素（P<0.05）。沉积物四种氮转化过程中,DNRA活性最强,在4℃培养条件下反应速率为0.11～0.73 nmol N g-1 h-1,可能与低有机分解速率造成的沉积物中高有机碳含量有关。湖泊沉积物中Anammox速率为0.05～0.49 nmol Ng-1h-1,与DNRA过程相耦合提供了高达38.1%～91.4%的脱氮贡献比,在南极湖泊氮循环过程中发挥了不可忽视的作用。4.北极王湾海洋沉积物中氮转化及其相关微生物群落多样性变化特征王湾沉积物中检测到的AnAOB均属于浮霉菌门的Candidatus Scalindua属,平均基因丰度为（1.30±0.82）× 107 copies g-1 sediment;AOA 大多属于 group 1.1a Nitrososphaera cluster,AOB序列均属于β-变形菌亚纲的（AOA）亚硝化螺菌属（Nitrosospira）。AOB amoA基因丰度（1.61±1.03）× 108 copiesg-1,高于沉积物中AOA amoA的基因丰度（6.42±5.52）× 105copiesg-1 sediment。北极王湾由内向外,Anammox 16SrRNA 基因（P<0.01）、nirS 基因（P<0.05）和 AOB amoA 基因（P<0.01）丰度均与沉积物中TOC/N 比值呈正相关。在4℃培养条件下,沉积物中Anammox速率为（0.46±0.11）nmol N g-1h-1,对脱氮作用的贡献率为48.5%～62.7%。沉积物中DNRA速率为（0.90±0.62）nmol Ng-1h-1,占沉积物总硝酸盐还原的27.3%～67.3%,且与沉积物中氨氮含量呈负相关（P<0.05）。硝化速率为（0.69±0.36）nmol N g-1 h-1,与沉积物中总碳含量呈负相关（P<0.05）。5.北极苔原土壤氮转化及其相关微生物群落多样性变化特征发现北极新奥尔松苔原土壤中Anammox16SrRNA基因丰度很高,平均值为（8.48±8.16）×107copiesg-1soil,但未检测到Anammox的活性。苔原土壤中AOA amoA 基因丰度（9.09±0.91）× 106 copies g-1 soil,高于 AOB amoA 的基因丰度（3.20± 1.31）× 106 copies g-1 soil（P<0.05）。在 4 ℃培养条件下,土壤反硝化速率为（3.03±1.79）nmol Ng-1h-1,高于土壤硝化速率（1.16±0.05）nmol Ng-1h-1。分析显示土壤含水率（P<0.05）,以及总碳（P<0.01）、总有机碳（P<0.05）、总氮（P<0.05）、氨氮（P<0.05）含量是决定新奥尔松苔原土壤反硝化活性的关键因素。土壤中DNRA速率为（0.33±0.17）nmol N g-1h-1,与土壤硫含量相关（P<0.05）,推测与无机化能自养硫细菌有关。相关分析表明:由密闭箱法测得的苔原土壤N20通量（7.6～14.6μg（N2O）m-2 h-1）与土壤硝化速率呈显着正相关（P<0.01）,而与反硝化速率关系不显着;表明新奥尔松苔原土壤N20的源汇功能主要由硝化过程有关的微生物驱动。
二、Microbiological denitrification and inhibition of intermediates in lake waters（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、Microbiological denitrification and inhibition of intermediates in lake waters（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）“生物转盘+人工湿地”组合工艺对受污染河水的净化效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污染河流治理技术研究进展 |
| 1.2.1 国外研究进展 |
| 1.2.2 国内研究进展 |
| 1.3 生物转盘工艺 |
| 1.3.1 生物转盘工艺概况 |
| 1.3.2 生物转盘工艺在河水处理中的应用 |
| 1.4 人工湿地技术 |
| 1.4.1 人工湿地的类型 |
| 1.4.2 人工湿地温室气体排放研究 |
| 1.4.3 人工湿地微生物学机制研究 |
| 1.5 湿地系统综合效益研究 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 研究目的及意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线图 |
| 第3章 组合工艺对污染物净化效能的研究 |
| 3.1 试验区概况及研究方法 |
| 3.1.1 梁滩河概况 |
| 3.1.2 组合工艺概况 |
| 3.1.3 采样点设置 |
| 3.1.4 植物的采集和测定 |
| 3.1.5 水质测试指标及方法 |
| 3.1.6 试验数据处理及分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 污染物去除的季节变化特征 |
| 3.2.2 污染物去除的沿程变化规律 |
| 3.2.3 污染物降解动力学特征 |
| 3.2.4 植物对氮、磷的吸收贡献 |
| 3.2.5 进水负荷对污染物去除的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 组合工艺温室气体释放特征 |
| 4.1 试验材料与方法 |
| 4.1.1 采样时间和采样点设置 |
| 4.1.2 生物转盘气体采集和测定 |
| 4.1.3 人工湿地气体采集和测定 |
| 4.1.4 综合增温潜势 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 N_2O排放通量 |
| 4.2.2 CH_4 排放通量 |
| 4.2.3 CO_2 排放通量 |
| 4.2.4 组合工艺温室气体排放量和GWP分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 微生物群落结构的时空演替特征 |
| 5.1 试验材料与方法 |
| 5.1.1 采样时间和采样点设置 |
| 5.1.2 污泥样品采集 |
| 5.1.3 Illumina Miseq高通量测序 |
| 5.1.4 数据处理及分析 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 微生物群落多样性、丰富度和相似性分析 |
| 5.2.2 不同季节微生物群落结构变化 |
| 5.2.3 微生物群落时空变化与污染物去除和温室气体排放的关系 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 组合工艺投资运行成本和综合效益分析 |
| 6.1 投资运行成本 |
| 6.2 综合效益分析 |
| 6.2.1 综合效益评估指标 |
| 6.2.2 综合效益评估结果与分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间所发表论文、获得专利及参加课题 |
（3）微生物主导的环境中硝酸盐和微塑料去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 硝酸盐氮的来源、污染现状及危害 |
| 1.2.1 来源及分析方法 |
| 1.2.2 污染现状 |
| 1.2.3 硝酸盐氮的危害 |
| 1.3 常用的脱氮技术 |
| 1.3.1 化学脱氮法 |
| 1.3.2 物理化学脱氮法 |
| 1.3.3 生物脱氮法 |
| 1.4 纳米材料 |
| 1.4.1 纳米材料的发展 |
| 1.4.2 纳米材料的制备方法 |
| 1.4.3 纳米材料的应用 |
| 1.5 微塑料 |
| 1.5.1 微塑料的定义 |
| 1.5.2 微塑料的来源 |
| 1.5.3 微塑料的危害 |
| 1.6 课题研究目的、意义及主要内容 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线图 |
| 第二章 实验内容、装置及测试分析方法 |
| 2.1 实验药品与仪器 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 反硝化菌的筛选与培养 |
| 2.2.2 反硝化菌纳米铁复合材料的制备方法 |
| 2.2.3 水中硝酸盐氮的测定 |
| 2.2.4 水中氨氮的测定 |
| 2.2.5 水中铁离子的测定(邻菲啰啉分光光度法) |
| 2.2.6 微塑料的提取与降解 |
| 2.3 反硝化菌-纳米铁复合材料的表征与测试 |
| 2.3.1 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.3.2 透射电子显微镜(TEM) |
| 2.3.3 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.3.4 紫外分光光度计(UV-VIS) |
| 2.3.5 傅里叶红外(ATR-FTIR) |
| 2.3.6 X射线衍射(XRD) |
| 2.4 微生物生物代谢作用去除微塑料测试 |
| 2.4.1 激光共聚焦扫描显微镜(CLSM) |
| 2.4.2 傅里叶变换红外光谱仪(ATR-FTIR) |
| 2.4.3 拉曼光谱仪(RAMAN) |
| 2.4.4 电子显微镜(EM) |
| 2.4.5 分析天平 |
| 2.4.6 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.4.7 EDX能谱分析 |
| 第三章 反硝化菌-纳米铁复合材料去除硝酸盐氮 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 微生物驯化培养 |
| 3.3 反硝化菌纳米铁复合材料的制备 |
| 3.4 反硝化菌纳米铁复合材料的表征 |
| 3.4.1 反硝化菌-纳米铁复合材料形貌分析(SEM) |
| 3.4.2 反硝化菌-纳米铁复合材料形貌分析(TEM) |
| 3.4.3 菌体表面官能团分析 |
| 3.4.4 复合材料的组分与价态分析 |
| 3.4.5 复合材料紫外分光光度计分析 |
| 3.4.6 晶体结构分析 |
| 3.5 硝酸盐氮的去除 |
| 3.5.1 pH影响 |
| 3.5.2 温度影响 |
| 3.6 灭活后的反硝化菌-纳米铁复合材料去除硝酸盐氮 |
| 3.7 体系内铁元素分析 |
| 3.7.1 纳米铁的转化率 |
| 3.7.2 Fe~(3+)、Fe~(2+)和FeNPs的互相转化 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 微生物生物代谢去除水体中微塑料研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验仪器及实验方法 |
| 4.2.1 实验药品 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.3 新型污染物微塑料的表征 |
| 4.3.1 激光共聚焦扫描显微镜(CLSM) |
| 4.3.2 电子显微镜(EM) |
| 4.3.3 傅里叶变换红外光谱图(ATR-FTIR) |
| 4.3.4 拉曼光谱(Raman) |
| 4.3.5 扫描电子显微镜(SEM) |
| 4.3.6 微塑料干重及其密度 |
| 4.3.7 热场发射扫描电子显微镜结合EDX能谱图分析 |
| 4.4 新型污染物微塑料的降解研究 |
| 4.4.1 降解前后微塑料表面官能团对比分析 |
| 4.4.2 通过拉曼光谱法对比降解前后微塑料表面官能团变化 |
| 4.4.3 生物膜的形成对微塑料降解分析 |
| 4.4.4 降解前后微塑料内部空间结构分析 |
| 4.5 反应前后培养基对比 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 论文和专利发表情况及参加的科研项目 |
| 附录 |
| 致谢 |
（4）水热法制备铁碳电催化剂用于硝酸盐还原（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 硝酸盐污染来源 |
| 1.2.1 含氮化肥使用 |
| 1.2.2 工业废水排放 |
| 1.2.3 废弃物渗滤液和生活废水排放 |
| 1.3 地下水硝酸盐污染状况 |
| 1.4 硝酸盐污染的危害 |
| 1.5 降解废水中硝酸盐的方法 |
| 1.5.1 物理化学脱氮法 |
| 1.5.2 化学还原法 |
| 1.5.3 生物脱氮法 |
| 1.5.4 电化学还原法 |
| 1.6 水热法 |
| 1.7 本论文的主要研究内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 材料的物性表征 |
| 2.2.1 X射线衍射(XRD) |
| 2.2.2 X射线电子能谱(XPS) |
| 2.2.3 场发射扫描电镜(SEM) |
| 2.2.4 场发射透射电镜(TEM) |
| 2.2.5 N_2吸附/脱附 |
| 2.3 材料的电化学性能测试 |
| 2.3.1 电极制备方法 |
| 2.3.2 电流-时间(i-t)测试方法 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 紫外分光光度法 |
| 2.4.2 电感耦合等离子体质谱仪 |
| 2.4.3 参数计算 |
| 第三章 Fe@C微球的合成及其电催化脱氮性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 Fe@C的制备 |
| 3.2.2 C的制备 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 Fe@C的制备与表征 |
| 3.3.2 电催化脱氮的结果分析 |
| 3.3.3 Fe@C的电催化脱氮机理 |
| 3.3.4 Fe@C-1 的循环稳定性评价 |
| 3.4 本章小节 |
| 第四章 Fe-NC碳片的合成及其电催化脱氮性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 Fe-NC的制备 |
| 4.2.2 NC的制备 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 Fe-NC的制备过程 |
| 4.3.2 形貌表征 |
| 4.3.3 物相及结构表征 |
| 4.3.4 Fe-NC的电催化脱氮的结果分析 |
| 4.3.5 Fe-NC-2 长循环稳定性测试 |
| 4.4 Fe-NC的催化机理 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 不足 |
| 参考文献 |
| 附录:攻读硕士期间发表的论文 |
| 致谢 |
（5）异养硝化-好氧反硝化菌脱氮特性研究进展（论文提纲范文）
| 1 异养硝化-好氧反硝化菌的发现与生物学特性 |
| 2 异养硝化-好氧反硝化菌的代谢途径 |
| 3 HN-AD菌脱氮过程的影响条件 |
| 3.1 DO |
| 3.2 碳源 |
| 3.3 温度 |
| 4 好氧反硝化的工艺应用 |
| 5 结论与展望 |
（6）复配型微生物促生剂研发及其对黑臭水体改善效果研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 黑臭水体研究现状 |
| 1.2.1 国内外研究现状 |
| 1.2.2 黑臭水体分级 |
| 1.2.3 黑臭水体成因 |
| 1.2.3.1 水体发黑的机理 |
| 1.2.3.2 水体发臭的机理 |
| 1.2.3.3 黑臭水体成因研究展望 |
| 1.2.4 黑臭水体治理技术 |
| 1.2.4.1 我国黑臭水体的现行控制策略 |
| 1.2.4.2 控源截污 |
| 1.2.4.3 内源治理 |
| 1.2.4.4 补水活水 |
| 1.2.4.5 水质净化 |
| 1.2.4.6 生态修复 |
| 1.3 微生物促生技术及应用现状 |
| 1.3.1 微生物促生剂概念 |
| 1.3.2 微生物促生剂组分 |
| 1.3.2.1 碳源 |
| 1.3.2.2 酶 |
| 1.3.2.3 生长因子 |
| 1.3.2.4 大量元素 |
| 1.3.2.5 微量元素 |
| 1.3.2.6 表面活性剂 |
| 1.3.3 微生物促生剂作用机理 |
| 1.3.4 微生物促生剂应用现状 |
| 1.3.4.1 直接使用 |
| 1.3.4.2 缓释技术研发 |
| 1.3.4.3 与其他方法联合使用 |
| 1.3.4.4 配方研制 |
| 1.3.5 微生物促生剂在处理黑臭水体中存在的问题 |
| 1.4 研究内容、目的及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 沙颍河下游黑臭水体底泥微生物群落季节动态变化 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究区域概况及采样点设置 |
| 2.2.2 底泥理化指标分析方法 |
| 2.2.3 微生物群落的Ilumina Mi Seq测序分析 |
| 2.2.4 生物信息学和统计学分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 底泥理化性质 |
| 2.3.2 微生物群落的多样性和丰富度季节特征 |
| 2.3.3 微生物群落结构季节特征 |
| 2.3.4 底泥微生物群落与环境因子相关性 |
| 2.3.5 硫酸盐还原菌的季节特征 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 复配型微生物促生剂配方优化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验底泥与试验水样 |
| 3.2.2 试验试剂 |
| 3.2.3 试验方法 |
| 3.2.4 样品采集及理化指标分析方法 |
| 3.2.4.1 样品采集 |
| 3.2.4.2 水质及底泥理化指标分析方法 |
| 3.2.5 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同配方CBS对试验水样的影响 |
| 3.3.1.1 不同配方CBS对试验水样DO的影响 |
| 3.3.1.2 不同配方CBS对试验水样p H的影响 |
| 3.3.1.3 不同配方CBS对试验水样氨氮的影响 |
| 3.3.1.4 不同配方CBS对试验水样硝态氮的影响 |
| 3.3.2 CBS对底泥的影响 |
| 3.4 总结 |
| 第4章 优选复配型微生物促生剂对黑臭底泥改善效果研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验底泥与试验水样 |
| 4.2.2 微生物促生剂的制备 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.4 样品采集及理化指标分析方法 |
| 4.2.4.1 样品采集 |
| 4.2.4.2 水样及底泥理化指标分析方法 |
| 4.2.5 MPN法 |
| 4.2.6 荧光定量PCR法 |
| 4.2.6.1 引物选择 |
| 4.2.6.2 构建标准曲线 |
| 4.2.6.3 通过qPCR定量 |
| 4.2.7 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 CBS对黑臭水体的影响 |
| 4.3.2 CBS对底泥N和S循环功能微生物的调节 |
| 4.3.3 相关功能基因的定量分析 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 总结和展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间获得科研成果目录 |
（7）盐单胞菌微生物燃料电池产电与废水净化耦合技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 微生物燃料电池 |
| 1.1.1 微生物燃料电池的简介 |
| 1.1.2 微生物燃料电池的工作原理 |
| 1.1.3 微生物燃料电池的分类 |
| 1.2 产电微生物及产电机理 |
| 1.2.1 常见的产电微生物 |
| 1.2.2 MFC微生物产电机理 |
| 1.3 MFC产电条件 |
| 1.3.1 底物对MFC产电的影响 |
| 1.3.2 电子介体对MFC产电的影响 |
| 1.3.3 pH对MFC产电的影响 |
| 1.3.4 盐和溶解氧对MFC产电的影响 |
| 1.4 高盐下MFC产电与净化研究 |
| 1.4.1 高盐对MFC产电影响 |
| 1.4.2 高盐下MFC脱色研究 |
| 1.4.3 高盐下MFC脱氮研究 |
| 1.4.4 MFC高盐废水其他功能净化研究 |
| 1.5 盐单胞菌废水净化与产电研究 |
| 1.5.1 盐单胞菌及其渗透压补偿溶质研究 |
| 1.5.2 盐单胞菌产电研究 |
| 1.5.3 盐单胞菌废水净化 |
| 1.6 研究的目的意义及内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌株 |
| 2.1.2 产电基质 |
| 2.1.3 培养基 |
| 2.1.4 药品和试剂 |
| 2.1.5 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 MFC装置的设计与构建 |
| 2.2.2 MFC与启动 |
| 2.2.3 MFC电化学参数测定 |
| 2.2.4 菌株活化培养 |
| 2.2.5 菌株生长量测定 |
| 2.2.6 ectoine浓度测定 |
| 2.2.7 核黄素合成酶基因PCR及其序列测定 |
| 2.2.8 荧光分光光度法测定核黄素 |
| 2.2.9 分光光度计测定亚甲基蓝脱色率 |
| 2.2.10 响应面分析法优化菌株脱色条件 |
| 2.2.11 无机氮测定 |
| 3 Halomonas属中产电菌株的筛选与鉴定 |
| 3.1 Halomonas属中产电菌株的筛选 |
| 3.2 H.venusta DSM 4743~T耐盐生长和ectoine合成 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 H. venusta DSM 4743~T MFC产电条件研究 |
| 4.1 碳源对MFC产电影响 |
| 4.2 外加电子介体对MFC产电影响 |
| 4.3 pH对MFC产电影响 |
| 4.4 NaCl浓度对MFC产电影响 |
| 4.5 MFC在优化条件下产电循环中电化学性质 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 H.venusta DSM 4743T核黄素合成酶基因克隆 |
| 5.1 核黄素合成分泌 |
| 5.2 H. venusta DSM 4743~T核黄素合成酶基因克隆 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 H. venusta DSM 4743~T高盐废水脱色、脱氮研究 |
| 6.1 H. venusta DSM 4743T脱色研究 |
| 6.1.1 H. venusta DSM 4743~T亚甲基蓝脱色碳氮源种类 |
| 6.1.2 响应面法优化菌株H. venusta DSM 4743~T亚甲基蓝脱色 |
| 6.2 H. venusta DSM 4743~T脱氮 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 H. venusta DSM 4743~T高盐下MFC产电与废水净化耦合运行 |
| 7.1 H. venusta DSM 4743~T高盐下MFC产电与脱色-脱氮耦合研究 |
| 7.2 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（8）基于微生物电化学技术的同步硝化反硝化及其脱氮机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 前言 |
| 1.1 研究背景、目的及意义 |
| 1.2 水体中含氮废水的来源与危害 |
| 1.3 生物法脱氮 |
| 1.3.1 生物法脱氮原理 |
| 1.3.2 传统生物法脱氮工艺 |
| 1.3.3 新型生物法脱氮工艺 |
| 1.3.4 生物法脱氮存在的问题 |
| 1.4 微生物电化学法脱氮 |
| 1.4.1 BES脱氮原理 |
| 1.4.2 BES影响因素 |
| 1.4.3 基于METs的同步硝化反硝化(SND)脱氮 |
| 1.5 本课题的研究内容及实验技术路线 |
| 1.5.1 本课题的主要研究内容 |
| 1.5.2 本课题的实验研究技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验药品与仪器设备 |
| 2.2 菌种来源 |
| 2.3 实验装置构造与运行 |
| 2.4 测试与分析方法 |
| 2.5 微生物群落结构及形态分析 |
| 2.5.1 微生物群落结构分析 |
| 2.5.2 微生物形态分析 |
| 2.6 反应系统电化学数据采集与分析 |
| 2.6.1 电化学数据采集 |
| 2.6.2 循环伏安扫描 |
| 2.6.3 电化学数据分析 |
| 第3章 电极电势调控氨氧化过程处理低碳氮比含氮废水 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验目的 |
| 3.3 实验设置 |
| 3.3.1 实验装置 |
| 3.3.2 菌源与培养液 |
| 3.3.3 实验流程设置 |
| 3.4 实验结果与讨论 |
| 3.4.1 不同初始碱度对氨氧化脱氮效果的影响 |
| 3.4.2 不同外加电极电势对系统脱氮效率的影响 |
| 3.4.3 循环伏安扫描 |
| 3.4.4 电极生物膜微生物群落结构分析 |
| 3.5 外加不同电极电势下系统脱氮机制推测 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 二价铁/三价铁循环耦合氨氧化过程的脱氮效果及机理分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验目的 |
| 4.3 实验设置 |
| 4.4 实验结果与讨论 |
| 4.4.1 脱氮效率分析 |
| 4.4.2 铁素循环与氮素含量变化趋势分析 |
| 4.4.3 反应器外电压变化情况 |
| 4.4.4 电极生物膜微生物群落结构分析 |
| 4.4.5 扫描电镜结果及分析 |
| 4.5 Fe-MFC体系反应机制推测 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 全文总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间的科研情况 |
（9）真菌异养硝化途径的SP特征值研究及应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 N_2O的温室效应及来源 |
| 1.2 土壤中N_2O的主要产生途径 |
| 1.2.1 硝化作用 |
| 1.2.2 反硝化作用 |
| 1.2.3 硝化细菌反硝化 |
| 1.2.4 硝态氮异化还原为铵 |
| 1.3 酸性森林土壤中N_2O的来源 |
| 1.4 研究N_2O产生途径的方法 |
| 1.4.1 抑制剂法 |
| 1.4.2 ~(15)N、~(18)O自然丰度法 |
| 1.4.3 稳定同位素标记法 |
| 1.4.4 N_2O同位素异位体法 |
| 1.5 同位素异位体方法应用 |
| 1.5.1 SP特征值应用 |
| 1.5.2 N_2O同位素异位体方法优势与不足 |
| 1.5.3 亚热带酸性森林土壤N_2O来源 |
| 1.6 科学问题 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第二章 纯培养真菌异养硝化产生的N_2O |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 菌株选择 |
| 2.2.2 培养基 |
| 2.2.3 实验仪器 |
| 2.2.4 真菌培养 |
| 2.2.5 气体样品的采集 |
| 2.2.6 自养硝化作用排放N_2O的验证 |
| 2.2.7 非生物作用排放N_2O的验证 |
| 2.2.8 数据统计分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 自养硝化作用和非生物作用 |
| 2.3.2 真菌纯培养产物N_2O的产率 |
| 2.3.3 真菌纯培养产物N_2O的δ~(15)N值 |
| 2.3.4 真菌纯培养产物N_2O的δ~(18)O值 |
| 2.3.5 真菌纯培养产物N_2O的SP特征值 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 结论 |
| 第三章 真菌土壤培养产生的N_2O |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 供试土壤 |
| 3.2.2 实验菌株 |
| 3.2.3 实验试剂 |
| 3.2.4 实验仪器 |
| 3.2.5 土壤理化性质测定 |
| 3.2.6 真菌回接土壤试验 |
| 3.2.7 数据统计分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 土壤理化性质 |
| 3.3.2 定殖真菌计数 |
| 3.3.3 真菌土壤培养产物N_2O的产率 |
| 3.3.4 真菌土壤培养产物N_2O的 δ~(15)N和 δ~(18)O值 |
| 3.3.5 真菌土壤培养产物N_2O的SP值 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 结论 |
| 第四章 异养硝化作用SP特征值的应用 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 土壤样品采集 |
| 4.2.2 土壤培养试验 |
| 4.2.3 土壤提取液中NH_4~+和NO_3~-的δ~(15)N比值测定 |
| 4.2.4 基于δ~(15)N-SP值的N_2O溯源分析 |
| 4.2.5 数据统计分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 土壤N_2O排放及其同位素组成(δ~(15)N、δ~(18)O、SP值) |
| 4.3.2 土壤N_2O的分布特征 |
| 4.3.3 土壤各N_2O产生途径的排放贡献 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 结论 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 简介 |
（10）极地环境氮转化及其功能微生物群落多样性（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 全球氮转化过程研究进展 |
| 1.1.1 反硝化过程研究进展 |
| 1.1.2 硝酸盐异化还原研究进展 |
| 1.1.3 厌氧氨氧化过程研究进展 |
| 1.1.4 好氧氨氧化过程研究进展 |
| 1.2 微生物群落多样性研究方法进展 |
| 第2章 研究意义与研究内容 |
| 2.1 研究背景与意义 |
| 2.2 研究目标 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.4 技术路线 |
| 第3章 研究区域和研究方法 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.1.1 南极法尔兹半岛区域概况 |
| 3.1.2 北极新奥尔松地区区域概况 |
| 3.2 野外采样方案设计 |
| 3.2.1 南极苔原土壤野外采样设计 |
| 3.2.2 南极湖泊沉积物采样设计 |
| 3.2.3 北极王湾沉积物采样概况 |
| 3.2.4 北极王湾海洋沉积物采样设计 |
| 3.2.5 样品的采集与保存 |
| 3.3 样品氮转化过程分析方法 |
| 3.3.1 样品理化性质分析 |
| 3.3.2 好氧氨氧化速率的测定 |
| 3.3.3 厌氧氨氧化与反硝化速率的测定 |
| 3.3.4 硝酸盐异化还原速率的测定 |
| 3.4 氮转化微生物群落多样性研究方法 |
| 3.4.1 DNA提取 |
| 3.4.2 基因扩增、纯化和克隆 |
| 3.4.3 测序和系统发育分析 |
| 3.4.4 定量实时PCR |
| 3.4.5 宏基因组测序 |
| 3.4.6 宏基因组数据分析 |
| 3.5 数据统计分析方法 |
| 第4章 南极苔原好氧氨氧化过程研究 |
| 4.1 苔原土壤理化性质分析 |
| 4.2 基因系统发育及多样性分析 |
| 4.2.1 AOA与AOB amoA基因系统发育分析 |
| 4.2.2 AOB和AOA群落结构对环境因子的响应 |
| 4.2.3 动物活动对氨氧化群落的影响 |
| 4.3 南极苔原AOB和AOA amoA基因丰度 |
| 4.3.1 基因丰度的空间分布 |
| 4.3.2 基因丰度对环境因子的响应 |
| 4.3.3 动物活动对AOA、AOB基因丰度的影响 |
| 4.4 苔原土壤好氧氨氧化速率变化规律 |
| 4.4.1 氨氧化速率的空间分布 |
| 4.4.2 氨氧化速率对环境因子的响应 |
| 4.4.3 动物活动对苔原氨氧化速率的影响 |
| 第5章 南极苔原厌氧氨氧化与反硝化过程研究 |
| 5.1 脱氮微生物菌群动态及影响因素 |
| 5.1.1 南极苔原Anammox基因分布特征 |
| 5.1.2 南极苔原nirS基因分布特征 |
| 5.2 企鹅聚居区土壤宏基因组分析 |
| 5.2.1 宏基因组序列统计与群落组成 |
| 5.2.2 厌氧氨氧化菌群落组成 |
| 5.2.3 功能基因注释 |
| 5.3 氮转化速率变化规律及影响因素 |
| 5.3.1 厌氧氨氧化与反硝化速率变化规律 |
| 5.3.2 苔原土壤DNRA速率变化规律 |
| 5.3.3 环境因子对氮转化速率的影响 |
| 第6章 南极沉积环境氮转化及其微生物群落多样性 |
| 6.1 样品理化性质分析 |
| 6.2 基因系统发育及多样性分析 |
| 6.2.1 厌氧氨氧化细菌系统发育分析 |
| 6.2.2 AOB amoA基因系统发育分析 |
| 6.2.3 AOA amoA基因系统发育分析 |
| 6.2.4 菌群结构对环境因子的响应 |
| 6.3 氮转化微生物的基因丰度 |
| 6.3.1 Anammox 16s rRNA和nirS基因丰度 |
| 6.3.2 AOB和AOA amoA基因丰度 |
| 6.3.3 基因丰度对环境因子的响应 |
| 6.4 沉积环境氮转化速率变化规律 |
| 6.4.1 氮转化速率的空间分布 |
| 6.4.2 氮转化过程的耦合作用 |
| 6.4.3 环境因子对氮转化速率的影响 |
| 第7章 北极环境氮转化及其微生物群落多样性 |
| 7.1 北极王湾海洋沉积物氮转化及菌群动态 |
| 7.1.1 海洋沉积物理化性质分析 |
| 7.1.2 基因丰度的分布规律 |
| 7.1.3 氮转化速率的分布规律 |
| 7.1.4 厌氧氨氧化细菌系统发育分析 |
| 7.1.5 氨氧化古菌系统发育分析 |
| 7.1.6 氨氧化细菌系统发育分析 |
| 7.2 北极新奥尔松苔原氮转化及菌群动态 |
| 7.2.1 苔原土壤理化性质分析 |
| 7.2.2 苔原土壤基因丰度的分布 |
| 7.2.3 氨氧化古菌系统发育分析 |
| 7.2.4 苔原土壤氮转化速率 |
| 7.2.5 苔原N_2O通量与硝化、反硝化的关系 |
| 第8章 主要结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的论文成果 |
四、Microbiological denitrification and inhibition of intermediates in lake waters（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]“生物转盘+人工湿地”组合工艺对受污染河水的净化效果研究[D]. 梁银坤. 西南大学, 2021
- [3]微生物主导的环境中硝酸盐和微塑料去除研究[D]. 孙宇辰. 天津工业大学, 2021(01)
- [4]水热法制备铁碳电催化剂用于硝酸盐还原[D]. 洪文. 东华大学, 2021(01)
- [5]异养硝化-好氧反硝化菌脱氮特性研究进展[J]. 陈均利,彭英湘,刘锋,罗沛,张树楠,张苗苗,胡廉成,吴金水. 环境科学与技术, 2020(05)
- [6]复配型微生物促生剂研发及其对黑臭水体改善效果研究[D]. 陈倩茹. 武汉理工大学, 2020(08)
- [7]盐单胞菌微生物燃料电池产电与废水净化耦合技术研究[D]. 薄乐. 大连海事大学, 2020(01)
- [8]基于微生物电化学技术的同步硝化反硝化及其脱氮机制研究[D]. 康岱. 西华师范大学, 2020(12)
- [9]真菌异养硝化途径的SP特征值研究及应用[D]. 胡杨梅. 南京师范大学, 2020(03)
- [10]极地环境氮转化及其功能微生物群落多样性[D]. 王晴. 中国科学技术大学, 2019(02)