一、Bioaugmentation: a new strategy for removal of recalcitrant compounds in wastewater—a case study of quinoline（论文文献综述）
Abdul Latif[1]（2021）在《活化过硫酸盐催化氧化和固定化漆酶生物降解双酚A》文中指出本文系统地研究了一种新型的化学和酶处理方法来有效降解双酚A的性能。近年来,过硫酸盐（PMS）因其自身具有高稳定性抗分解能力并能高效释放·OH和SO4·-自由基,目前被当作高级氧化物（AOPs）广泛应用于降解有机污染物。与化学催化剂相比,生物催化剂具有催化性能好、毒性小、可降解性好、特异性高、反应条件温和等特点,有效促进了绿色工业的生产和发展。漆酶是一种多铜氧化酶,它可以将分子氧作为辅助底物氧化多种化合物,如:芳香胺、单二酚、多酚、甲氧基酚和抗坏血酸。目前,漆酶的生物技术应用包括:生物燃料生产过程中的生物制浆、漂白和修复;果汁、生物传感器、纺织品、动物饲料、纸张的稳定化生产;纺织染料废水等有机污染物的降解。本研究的主要目的是采用生物化学法降解水中双酚A（BPA）,并探讨各试验参数对BPA生化降解的影响,测定BPA生化降解的中间产物,分析BPA生化降解途径。本文主要研究内容和结果如下:（1）选用BPA作为供试有机污染物,Fe（Ⅲ）/PMS活化体系可以作为一种高效高级氧化工艺用来降解有机废水。1.5 g/L Fe（Ⅲ）和0.50 mmol/L PMS体系在pH 7.0条件下反应30 min可有效去除水中92.18%的BPA（20 mg/L）。中性pH条件下,BPA降解效果较好;强酸和强碱条件下,BPA降解效果均受到抑制。有机和无机离子对Fe（Ⅲ）/PMS活化体系降解效率的影响及其相互作用需要进一步深入的研究。在上述Fe（Ⅲ）/PMS活化体系条件下加入10 mmol/L柠檬酸后,BPA的降解率由92.18%下降到66.08%。自由基清除试验表明,SO4·-自由基是Fe（Ⅲ）/PMS体系的重要活性氧化物。采用液相色谱-质谱联用仪（LC-MS）和大肠杆菌（Escherichia coli）生长抑制试验分析BPA降解过程的中间产物并进行急性毒性评价。BPA降解过程共产生五种中间产物,降解途径包括桥裂解和羟基化过程。研究表明,利用铁矿去除废水中的有机污染物具有良好的经济效益。（2）在本研究中,测试了一种无过渡金属的方法,即CO32-激活的PMS方法来降解BPA。碳酸盐活化过硫酸盐(CO32-/PMS)体系具有良好的催化活性,可在40 min内降解水中100%的BPA。CO32-/PMS体系降解BPA属于准一级动力学过程,速率常数（k）为0.0918 min-1。通过初始CO32-、PMS、BPA、pH以及硝酸盐（NO3-）、硫酸盐(SO42-)、氯化物（Cl-）、磷酸盐（PO4-）和腐植酸（HA）等无机阴离子对CO32-/PMS体系降解BPA的影响研究表明,体系中NO3-、SO42-和PO4-离子的加入会降低体系对BPA的降解,而高浓度Cl-和HA的加入会促进体系对BPA的降解。电子顺磁共振和自由基清除试验表明,CO32-/PMS体系可产生SO42-和·OH自由基。LC-MS分析结果和大肠杆菌生长抑制试验说明了BPA可能的降解途径,并表明BPA代谢产物无毒无害。研究表明,CO32-/PMS系统可以绿色高效的降解水体中的BPA。（3）褐藻酸铜固定化漆酶降解BPA试验表明,0.5 g褐藻酸铜固定化漆酶在pH5.0、30℃及150 rpm的条件下反应1 h后对BPA（10 mg/L）的降解率为96.12%。与游离化漆酶相比,褐藻酸铜固定化漆酶具有更高的稳定性。结果表明,通过褐藻酸铜固定化漆酶降解得到的BPA降解产物无毒无害。采用响应面法（RSM）考察了固定化参数（海藻酸钠浓度、CuSO4浓度、固化时间）对褐藻酸铜固定化漆酶活性的影响,结果表明,3%（W/V）海藻酸钠、0.141mmol/L CuSO4共存固定90 min时,海藻酸钠活性最高,为4.77 U/m L。采用LC-MS和大肠杆菌生长抑制试验分析BPA降解过程的中间产物并进行急性毒性评价。研究表明,褐藻酸铜固定化漆酶可用来降解水体中的BPA,漆酶是去除水中BPA的有效候选酶。（4）本研究以不同的固定化材料（海藻酸钡）为研究对象,采用响应面法对降解双酚a的条件进行了优化。之后进一步采用FTIR分析方法对生物转化进行了研究。褐藻酸钡固定化漆酶降解BPA试验表明,与游离漆酶相比,褐藻酸钡固定化漆酶具有更高的稳定性和动力学特征(Km和Vmax);褐藻酸钡固定化漆酶具有较高的可重复利用性和耐金属性。采用RSM研究固定化漆酶对BPA的去除效果,结果表明,40℃下反应50 min时,BPA（2 mg/L）的去除率最高,为84.34%。采用气相色谱-质谱联用仪（GC-MS）检测BPA的降解产物。研究表明,褐藻酸铜和褐藻酸钡固定化漆酶在降解BPA方面具有很大的应用潜力,并为漆酶的固定化研究提供理论支持。
李启虔[2]（2021）在《基于真菌固定化技术的多环芳烃污染土壤的生物修复研究》文中认为多环芳烃是我国土壤中典型的有机污染物,该类化合物具有潜在的致癌、致突变能力,对人类健康及生态环境安全构成了极大威胁。真菌因其多元的氧化酶系在修复多环芳烃污染土壤方面显示出了巨大潜力,但是在对污染物进行降解和转化中,真菌与土壤中的细菌是如何相互作用影响这一过程的,尚不清楚。另外,在实际应用中,将外源真菌接种于污染土壤中存在竞争力弱、难存活、有效浓度低等问题,这大大限制了其规模化应用。因此,需厘清真菌修复过程中真菌和土着细菌之间的作用关系,加深真菌降解和转化污染物的机理认识,同时,开发增强真菌在土壤中的适应力、竞争力和降解能力的技术和产品,对真菌修复走向实际应用具有重要意义。针对以上问题,首先,本文从真菌培养基质和生产工艺两个方面入手,发展了新型的真菌固定化技术,开发了土着真菌强化修复制剂,并将其接种至多环芳烃污染土壤中,系统探讨了生物修复的效果和机理。其次,采用DNA-稳定同位素探针技术,对真菌修复过程中土壤功能细菌的种群结构和变化进行了系统研究,结果可为全面了解多环芳烃真菌修复的过程和机制提供理论依据。论文取得的主要成果如下:（1）从石油污染土壤中分离获得23株多环芳烃降解真菌（编号FLQ-1至FLQ-23）,分别来自子囊菌门、接合菌门和担子菌门。Trichoderma longibrachiatum FLQ-4和Rigidoporus vinctus FLQ-16对液体培养基内的多环芳烃的去除效果最佳,它们对初始浓度为50 mg/L菲的去除效率分别达到94.6%和96.3%;对初始浓度为20 mg/L苯并（a）芘的去除效率达到90.7%和92.7%。测试菲在培养体系中各组分中的分布结果表明Trichoderma longibrachiatum FLQ-4对菲的降解主要在细胞内进行,而Rigidoporus vinctus FLQ-16对菲的降解主要在细胞外进行。Trichoderma longibrachiatum FLQ-4相较Rigidoporus vinctus FLQ-16具有更宽的适宜p H范围和更高的盐耐受能力,因此可能更适宜作为污染土壤修复材料。（2）以Rigidoporus vinctus FLQ-16为研究材料,从培养基质和生产工艺两方面对优化包封真菌技术进行初步探索。培养基质中添加共代谢底物ABTS,将有助于提高Rigidoporus vinctus FLQ-16的漆酶酶活和菲去除能力。固定化过程中,海藻酸钠的最佳浓度为3%,氯化钙的最佳浓度为4%。接种量和干燥时间只影响菌丝在载体上面的生长速度,而未对漆酶酶活和菲去除率带来显着影响。包封真菌的扫描电镜表征显示,海藻酸钙水凝胶层可以有效的将培养基质与外界隔离,却不影响真菌在内部的生长迁移,且穿透凝胶层与环境接触的菌丝并未破坏凝胶层结构。（3）利用包封真菌技术,成功的将真菌Trichoderma longibrachiatum FLQ-4定殖于多环芳烃污染土壤,真菌修复30天后,对土壤中的菲去除率达76.3%。扩增子测序结果表明,生物刺激和生物强化处理均显着提高了土壤中细菌的多样性,以变形菌门群落的丰度增加最为明显。来自γ-变形杆菌门的Rhodanobacter和Pseudomonas分别为生物强化处理和生物刺激处理组中被显着富集的优势菌种。我们推测土壤中的γ-变形杆菌可能与真菌通过共代谢方式参与到多环芳烃的降解过程。（4）通过DNA稳定同位素探针技术对真菌修复过程中土着菲降解功能细菌进行识别并对其多样性进行研究。结果表明,分别来自7个属（鞘氨醇单胞菌属、鞘氨醇杆菌属、食酸菌属、马赛菌属、黄杆菌属、贪铜菌属、气微菌和未分类的噬几丁质杆菌属）,共15个OTUs富集于重层DNA。在真菌生物强化过程中,随着菲去除率的增大,土着菲降解功能细菌的数量和多样性均显着增加。研究还发现真菌生物强化能够以共代谢的方式促进来自变形菌门的土着功能细菌参与到多环芳烃的降解过程,因此我们推测多环芳烃的生物降解来自真菌和土着细菌的联合作用。而来自变形菌门的鞘氨醇单胞菌属在真菌修复多环芳烃的过程中起到重要作用。本研究发展了新型应用于多环芳烃污染土壤修复的固定化真菌技术,并从土壤功能细菌的角度对真菌修复过程中污染物的降解转化机理进行初探,为进一步利用土着细菌与真菌之间的协同代谢机制,调节强化土着细菌的降解功能,开发和完善多环芳烃土壤生物修复技术打下理论基础。
Adamu Yunusa Ugya[3]（2021）在《微藻生物膜对氧化胁迫的抗氧化响应及其污染物去除的效能》文中研究指明本论文在课题组已有工作的基础上,结合尼日利亚当地的水污染状况和污染治理需求,开展了自然水体中的微藻生物膜对水中污染物的去除效果以及对氧化胁迫的抗氧化作用的研究。论文的主要研究内容包括:1)富营养物质的水中培养的微藻生物膜作为石油类污染物污染水体的植物修复工具的作用;2)石油化工废水污染的水体中培养的微藻生物膜在卡杜纳河（River Kaduna）河水修复中的作用;3)微藻生物膜在修复制革、纺织和印染废水中的效能和抗氧化响应;4)营养和光照对微藻生物膜的氧化胁迫的影响,及抵消ROS作用的抗氧化响应的影响;5)浮萍（Lemna minor L.）、小球藻（Chlorella vulgaris）和水华束丝藻（Aphanizomenon flos-aquae）对淡水微藻生物膜形成和对ROS生成的抗氧化响应。为了研究在富营养物质的水中培养的微藻生物膜对石油污染水体的藻类修复作用,把在人为添加营养盐分的水中培养的微藻生物膜放入装有模拟石油污染水的生物反应器中,处理八周。测定模拟污水在处理前后的一些理化参数,并对处理前后的微藻生物膜进行表征,测定了处理前后微藻生物膜的植物化学成分。结果表明,在富营养物的水中培养的微藻生物膜对模拟废水的水质改善有很好的效果(相关指标参数的去除率分别为:浊度（81.0%）、电导率（51.2%）、硫酸盐（17.5%）、碱度（28.4%）、氯化物（14.6%）、TDS（7.9%）、TSS（26.0%）、硝酸盐（33.0%）、盐度（23.4%）、Fe（16.0%）、K（22.0%）、PO43-（28.2%）、铬（13.6%）、镁（30.3%）、锌（40.5%）、COD（8.0%）、BOD（16.7%）和TPH（15.0%）)。对微藻生物膜的表征结果表明,微藻生物膜中广泛存在微孔,具有较大的表面积,同时也广泛存在具有较高吸附能力的胞外聚合物（extracellular polymeric substances,EPS）,因此使其具有吸附水中污染物的能力。对微藻生物膜的植物化学参数的分析结果表明,这些化学成分在污染物降解过程中发挥了一定的作用,同时也发现了微藻产生的用来抵消暴露于污染水中所引起的氧化胁迫的抗氧化响应。为了研究生长在石油化工废水污染的溪流水中的微藻生物膜在卡杜纳河水体修复中的可能作用,用从溪流中直接采集到的富含有机和无机污染物、但不添加任何营养成分的溪水进行微藻生物膜的培养。然后,用该生物膜与从卡杜纳河采集的河水进行一周的处理作用。测定了生物膜作用对体系一些参数/成分的去除效率,并对与卡杜纳河水作用前后的微藻生物膜进行了表征。同时,还利用GC-MS对微藻生物膜的植物化学成分进行了评价。结果表明,用石油化工废水污染的溪水培养的微藻生物膜对卡杜纳河河水的修复也同样有效果。处理过程对部分参数/化学物的去除效率较高（浊度（71.0%）、电导率（9.8%）、硫酸盐（37.5%）、碱度（62.5%）、氯化物（11.5%）、TDS（9.9%）、TSS（66.7%）、硝酸盐（42.9%）、COD（24.0%）、BOD（33.0%）、镉（70.0%）、镍（74.0%）和Pb（71.0%））,证明了生物膜对污染物去除的作用。对生物膜的表征结果也证实吸附是淡水微藻生物膜去除水中污染物的主要机制。用BG 11培养基在光生物反应器中培养和生长微藻生物膜,研究了这种微藻生物膜在制革、纺织、印染废水的植物修复过程中的有效性和抗氧化响应情况。除污染成分/参数外,还测定了废水处理前后微藻生物膜的与抗氧化活性相关的一些生化参数或成分含量,主要包括过氧化物酶活性、过氧化氢酶活性、超氧化物歧化酶活性（SOD）、谷胱甘肽还原酶、黄酮、花青素、类胡萝卜素、磷钼酸盐清除活性、过氧化氢清除活性和DPPH清除活性。也测定了微藻生物膜对BOD、COD、TSS、油脂、苯酚、磷酸盐、总铬等污染成分的去除效率,以及生物膜中总有机碳（TOC）和脂质含量。研究结果证实了微藻生物膜在进行制革、纺织和印染废水的植物修复过程中产生了抗氧化响应。研究结果表明微藻生物膜对废水中的BOD、COD、氯化物、TDS、TSS、硫化物、硫酸盐、油脂、苯酚、磷酸盐、总铬等均有较明显的去除效果。结果还证实体系中过氧化物酶活性、过氧化氢酶活性、SOD活性和谷胱甘肽还原酶活性的增加,表明了酶抗氧化剂在污染物降解和抵消ROS氧化胁迫中的作用。黄酮、花青素和类胡萝卜素水平的下降表明了非酶抗氧化剂参与了降解,并在维持渗透调节平衡中起的作用。同时,TOC和脂质含量的增加表明抗氧化剂在清除自由基方面起着至关重要的作用。磷钼酸盐容量活性、过氧化氢清除活性和DPPH清除活性的提高都表明了高的ROS产量,以及高的活性和影响。分析表明,微藻生物膜对废水中污染物的去除能力是由于微藻所释放的酶的活性所致,或由于污染物吸附到生物膜中微藻的表面。以铜绿微囊藻（Microcystic aeruginosa）和水华束丝藻为模型生物,研究了营养和光照对两种微藻生物膜的氧化胁迫以及抗氧化响应的影响。在不同光照条件下,将铜绿微囊藻和水华束丝藻分别培养于培养箱中,培养相应的微藻生物膜。监测培养期间产生的ROS浓度。采用离体测定法测定了微藻提取物的酶活性,包括SOD、过氧化氢酶和谷胱甘肽还原酶活性等;以及非酶活性,包括过氧化氢清除活性、磷钼酸盐清除活性、还原能力和DPPH清除活性等。同时还监测了营养物质对生物量、ROS含量、叶绿素含量、脂肪含量、总酶抗氧化能力和总抗氧化活性的影响,以及光照对某些对人体有益的抗氧化产物（包括花青素、黄酮类物质和类胡萝卜素）浓度的影响。研究结果表明,光照增加会增加两种藻的氧化胁迫,提高其体内H2O2和O2-浓度（铜绿微囊藻和水华束丝藻的H2O2分别为0.370和0.590 mol/L,O2-浓度分别为0.094和0.110mmol/L）。研究还发现两种藻均具有通过酶和非酶抗氧化机制对抗ROS氧化作用的能力。结果表明,营养物浓度的增加可以使铜绿微囊藻的生物量由0.80提高到1.25g/L,水华束丝藻的生物量由0.80提高到1.23 g/L;营养浓度的增加也会使微藻生物膜产生高浓度的H2O2和O2-。在高营养物条件下,铜绿微囊藻产生的H2O2和O2-的平均含量分别为1.00和0.40 mmol/L,而水华束丝藻产生的H2O2和O2-的平均含量分别为0.40和0.16 mmol/L。为了研究浮萍、小球藻和水华束丝藻对淡水微藻生物膜形成及其抗氧化响应的影响,在含有水、BG 11培养基和浮萍的生物反应器中培养小球藻和水华束丝藻。测定了培养期间的ROS、叶绿素、类胡萝卜素、黄酮、花青素、SOD、过氧化物酶、过氧化氢酶、谷胱甘肽还原酶活性、抗氧化还原力、磷钼酸盐活性、DPPH还原活性、H2O2清除活性、脂肪和有机碳等参数的值或成分的浓度。通过对小球藻和水华束丝藻对微藻生物膜形成以及体系氧化胁迫的影响的分析,发现小球藻和水华束丝藻的存在使它们分别成为了相应的微藻生物膜中的优势种,同时也增加了体系ROS的产量。研究还发现,浮萍的存在似乎降低了微藻生物膜体系的氧化胁迫,使ROS的生成量降低。本论文的研究结果有助于进一步认识微藻与污染物作用的机制及其产生活性氧和生物抗氧化的机制,有助于深入了解自然水体生物膜在天然水环境中的环境行为和生态学意义,也为构建基于天然微藻生物膜的污染控制和修复体系提供支撑。
李燕[4]（2021）在《七大河流中优先控制药物毒性分析及其源头削减工艺评估》文中研究表明药物已被广泛应用于人类健康、畜牧养殖和食品加工等方面,成为与人类生活密切相关的化合物种类之一。近年来,在地表水和地下水等环境水相中检测到的药物污染物种类及浓度水平越来越高。这些物质不仅对水体环境和水生生物产生不利影响,甚至影响整个生态系统和人类健康,因此对药物产生的潜在毒性和环境影响研究成为近年来国内外研究热点。本研究围绕中国七大河流中优先控制药物筛选、基于USEtox的环境水体中药物潜在毒性研究和污水深度处理工艺去除优先控制药物的毒性及环境影响评价等方面开展了相关研究,为研究人员和监管机构提供关于药物对人类和生态健康风险的指导,同时克服传统环境影响评估方法的片面性和局部性,为污水处理厂提标改造工程的规划和决策提供环境影响的科学依据。基于中国药物使用、污染及深度处理现状,采用综合评分法,选取实际环境浓度、环境暴露风险和生态影响作为指标,建立了中国七大河流中优先控制药物筛选体系,并通过筛选体系确立了包括10种抗生素（红霉素、脱水红霉素、阿奇霉素、克拉霉素、甲氧苄啶、磺胺甲恶唑、乙酰磺胺甲恶唑、环丙沙星、诺氟沙星、头孢唑啉）、3种消炎药物（布洛芬、双氯酚酸、吲哚美辛）和1种降血脂药（苯扎贝特）在内的中国七大河流中优先控制药物清单。通过研究发现,抗生素是中国七大河流中风险最高的药物种类,磺胺类则是中国七大河流中风险最高的抗生素类别。此外,长江、珠江和海河流域的药物污染程度高于其他流域,珠江流域对水生生物的潜在风险最高,松花江和海河流域的潜在风险最低。本研究对中国七大河流中药物的分布特征和健康风险进行了系统研究,为我国流域中药物污染的管理和调控提供了新型决策支持体系。基于药物理化特性、降解速率、生物蓄积性、生态毒性和人体毒性等输入参数,利用USEtox模型进行39种药物的生态毒性和人体毒性特征化因子分析,并分析了我国七大河流中药物的潜在毒性影响。在我国七大河流中磺胺类和大环内酯类抗生素是生态毒性影响最高的药物种类,其生态影响分别在ND-1.29×10-6CTUe和3.96×10-8-9.37×10-7 CTUe之间。喹诺酮类抗生素和消炎药是人体毒性影响最高的药物种类,其人体影响分别在2.67×10-17-4.09×10-15 CTUh和ND-5.98×10-12 CTUh之间。对造成流域中药物污染现状的排放源进行分析,基于综合评分法,选取预测环境浓度、药物去除率、生态影响和健康影响四个指标,确立了适用于中国污水处理厂的优先控制药物清单。采用USEtox方法和CML2001方法分别对颗粒活性炭、纳滤和臭氧氧化三种污水深度处理工艺去除包含优先控制药物在内的39种药物的毒性影响和环境影响进行评价,确定纳滤工艺去除药物生态及人体毒性影响效果最佳且产生的环境负荷最小。纳滤工艺对进水中药物生态和人体毒性分别降低了92%和95%,且运行过程中产生毒性影响最小,电力和化学物的生产使用是造成毒性影响和环境影响的关键因素。电力对非生物性资源耗损、全球气候变暖、臭氧层损耗和光化学烟雾等环境影响类别的贡献度最大,分别为88.25%、87.16%、73.38%和76.36%;化合物对酸化效应和富营养化等环境影响类别的贡献度最大,分别为60.20%和59.55%。
Muhammad Akram Sathio[5]（2021）在《生物质纳米复合材料对水中磷酸盐的去除效能及其机理研究》文中进行了进一步梳理营养物污染与水体中日益增加的营养成分（特别是磷酸盐）密切相关。营养物的过度排放是造成地表水富营养化的根本原因。水体中的营养成分（通常为氮或磷）经过富集后促进了藻类的发育,从而导致了水体中溶解氧的耗竭。因此,水体中磷酸盐的去除受到了研究者的关注。磷酸盐污染的来源有很多,例如农场、田间地面排水、化粪池排放物、奶牛场、燃烧的废弃物和生物腐败等。如今已有多种材料用于此类废水的处理,例如石墨烯、农业废料、碳纳米管、粘土矿物、蒙脱土等。从农村地区回收的农业废弃物在环境修复中起着重要作用,例如处理废水,提高土壤肥力,缓解气候变化等。处于上述考虑,本论文通过一步法在200℃的条件下成功制备了多种农业废弃物基金属纳米复合材料,并研究了不同材料对水中磷酸盐的吸附去除效能。本文以石榴皮为原材料,负载双金属纳米材料制备了多种不同类型的生物吸附剂,通过现代仪器分析与方法,表征了制备得到的目标吸附剂的物化性质,采用Boehm滴定法明确了生物吸附剂的表面官能团种类。同时,该研究探究了上述吸附剂在不同pH、温度、浓度、共存阴离子和共存有机物的条件下的除磷性能,明确了不同生物质吸附剂去除磷酸盐的吸附特性,揭示了吸附剂对磷酸盐的吸附机理。本文的主要研究结果总结如下:（1）首先,实验成功制备得到了 Zr-La双金属负载的生物质吸附剂,并将其用于磷酸盐的吸附去除。在研究过程中,分别将单独的Zr（OH）4负载到石榴皮上制备出Zr/Peel吸附剂,并且将Zr（OH）4和La（OH）3复合双金属负载到石榴皮上,制备出Zr-La/Peel吸附剂。通过扫描电子显微镜（SEM）、X射线光电子能谱（XPS）和X射线衍射（XRD）对材料进行了表征,结果显示Zr、La成功被负载至石榴皮表面。在批次吸附实验中,在相同的pH值下,Zr-La/Peel的吸附性能优于Zr/Peel吸附剂,且磷酸盐的吸附效率随pH值的增加而降低。同时,pH实验结果表明La和Zr的氢氧化物在水解反应过程中会释放出大量氢离子,从而产生质子化作用和静电吸引作用。Zr-La/Peel吸附去除磷酸盐的数据可以被所有等温模型很好地拟合,例如Langmuir,Freundlich,Redlich Peterson和Sips等温模型。Zr-La/Peel 在 40℃ 下表现出最优的磷酸盐吸附能力（53.41 mg/g）,并且伪二级动力学模型很好的拟合了磷酸盐被该吸附剂吸附去除的过程。共存的Cl-对吸附剂吸附去除磷酸根的效率没有影响,而SO42-,NO3-和腐殖酸（HA）的存在使得吸附剂对磷酸根的吸附容量降低了 20-30%。为了确定Zr-La/Peel的再生能力,进行了四个间歇吸附-解吸循环实验。由于在每个循环中Zr-La/Peel的金属离子都存在浸出现象,所以吸附剂再生后的性能不断下降。在第一个解吸循环之后,Zr和La的浸出量分别为43 ug/L和4 ug/L。经过两个循环再生后,Zr-La/P eel的吸附容量保持在82%以上,四次循环后其吸附容量为58%。因此该吸附剂仍然需要进一步改性以提高其对磷酸盐的去除效能。（2）其次,使用溶剂热合成工艺将双金属Fe/La纳米颗粒负载到石榴皮纤维上,制备出了一种用于脱磷的生物吸附剂（Fe-La/Peel）。通过SEM、XPS、FTIR等现代分析仪器及方法对吸附前后的吸附剂进行表征,结果表明Fe-La/Peel的比表面积为93.18 m2/g,表面粗糙,且均匀地覆盖着Fe和La,为磷酸盐提供了潜在的吸附位点。Boehm滴定法表明,Fe-La/Peel 的羟基特征位点为 1.52 mmol/g,高于 La/Peel（0.9251 mmol/g）。在相同 pH 值条件下,Fe-La/Peel的去除效率高于La/P eel和Fe/Peel,Fe-La/Peel对磷酸盐的吸附能力在中性条件下较高,且金属的溶出量几乎可以忽略不计。在间歇性吸附实验中,通过Langmuir和Sips等温吸附模型计算出的Fe-La/Peel的最大吸附容量分别为75.09 mg/g和78.99mg/g。在碱性条件下,Fe-La/Peel的平均最小金属溶出量为0.05 μg/mL,而在酸性环境下的最大金属溶出量为8.13μg/mL。Fe-La/Peel生物纳米复合材料对磷酸盐的吸附作用是均一的,并且吸附能力随着温度的增加而逐渐提高。Fe-La/Peel的磷酸盐吸附能力与共存阴离子（Cl-,NO3-,HCO3-）的浓度也有一定的关系。在电解质的存在下,其吸附能力降低到<20%。Fe-La/Peel和La/Peel的再生后对磷酸盐的去除率分别下降至58.9%和56%,但是在经过五个吸附和解吸循环后Fe-La/Peel和La/P eel对磷酸盐的吸附效率仍然能达28%和16.8%。生物吸附剂再生效率低的原因是金属（Fe和La）的溶出减少了生物吸附剂上的活性位点。吸附实验表明,Fe-La/Peel生物吸附剂对磷酸盐具有良好的吸附能力。以上研究结果表明,Fe-La/Peel用于从废水中提取磷酸盐具有极大的应用前景。（3）最后,采用溶剂热合成法将双金属Ni/La纳米粒子掺杂到石榴纤维上（Ni-La@Peel）,制备了一种新型的生物吸附剂,并将其用于除磷研究。采用SEM、XPS、FTIR等仪器分析方法对吸附前后的吸附剂进行了表征,结果显示Ni-La@Peel的比表面积为31.84 m2/g,表面粗糙不平,均匀包覆着Ni和La,为除磷提供了吸附位点。在4个pH值（3.78、4.44、5.60和6.68）下,该吸附剂对磷的去除率最大超过96%。在批次吸附试验中,Langmuir模型计算出在Ni-La@Peel对磷酸盐的最高吸附能力为226.55 mg/g（25℃）。同时,通过Boehm滴定法测定得到Ni-La@Peel中的羧基含量为3.152 mmol/g,高于其他同类吸附剂中的羧基含量。所有结果均符合Langmuir等温模型（R2:0.99）和动力学拟二级模型（R2:0.99）,表明Ni-La@Peel对磷酸盐的去除机理主要涉及到均相化学吸附。共存阴离子的实验结果表明,在其他阴离子（如氯离子、硫酸盐离子、硝酸盐离子、溴化物离子和氟化物离子）存在的情况下,磷酸盐的吸附量相较于之前仅降低了 10%左右。此外,Ni-La@Peel在7个再生循环后对磷的去除效率磷吸附效率仍然保持在80%以上。结果表明Ni-La@Peel是一种极具应用前景的废水处理材料。本研究结果表明Ni-La@Peel纳米复合材料具有良好的除磷效能。
季晶[6]（2021）在《改进活性污泥技术去除废水中新兴污染物的研究及应用》文中提出近年来,随着工业的不断发展以及人类对各种产品和药物的使用,导致了新兴污染物（ECs）的产生。ECs通常分药品,个人护理产品,破坏内分泌的化学物质,阻燃剂,农药和抗生素等。ECs结构稳定,短期内通常很难自然降解。这些ECs对生态系统和人类健康的潜在危害和影响已受到关注。目前,已开发出多种物理化学法来去除ECs。但是,这些方法成本高昂,并且可能导致二次污染,且不能有效地去除ECs。传统的活性污泥法（CAS）作为广泛使用的污水处理技术,它可以去除污水中的大部分有机物。然而,对于有机物和重金属复合污染,或者高毒性的抗生素复合污染,ECs的去除效率很低,大多数ECs并未从处理后的废水中去除。因此,需要改进活性污泥技术以有效的从污水中去除ECs。ECs在环境中典型污染形式通常有三种,顽固性ECs污染,有机物和重金属复合污染,高毒性的抗生素复合污染。本研究针对ECs的三种典型污染形式,利用序批式活性污泥反应器（SBR）,生物强化活性污泥技术,细胞表面展示技术和好氧颗粒污泥技术等手段增强活性污泥性能,以探究改进活性污泥技术分别对不同污染形式污水的处理性能和ECs去除能力。主要研究结果如下:全氟辛烷磺酸（PFOS）属于阻燃剂类新兴污染物,是典型的顽固有机污染物,混合市政污水中大量存在的PFOS严重威胁着生物安全。然而,尚未揭示顽固性PFOS污染污水在SBR系统中的命运及其对这一系统的影响。在这项研究中,研究了PFOS在SBR处理系统中的命运和行为。质量平衡分析表明,全氟辛烷磺酸的去除主要是通过吸附。反应器运行20天后,PFOS（100 mg/L）的去除率仅为28%。在PFOS的影响下,化学需氧量（COD）和氨氮的去除率分别迅速下降至23%和35%,亚硝酸盐和硝酸盐的积累减少。与对照组相比,PFOS刺激微生物分泌更多的可溶性微生物产物（SMP）和细胞外聚合物（EPS）。PFOS和EPS的吸附会导致污泥膨胀并降低沉降性。微生物的丰富度和多样性显着下降,影响了系统对COD和氨氮的去除。因此,SBR系统不适用于处理含顽固性有机物的废水。有必要通过预处理去除顽固性有机物,以减少其对SBR系统的影响。纺织废水属于有机物和重金属复合污染废水,通常包含有毒染料和Cr（VI）等新兴污染物。分离并鉴定了一株嗜水气单胞菌LZ-MG14,以开发一种有效的生物强化策略,用于从纺织废水中同时对孔雀石绿染料（MG）和Cr（VI）进行生物修复。LZ-MG14菌株去除了96.8%的MG（200 mg/L）和93.71%的Cr（VI）（0.5 mmol/L）,在12小时内生物量显着增加。LZ-MG14导致MG矿化的机理涉及N-脱甲基化和共轭结构的分解,去除Cr（VI）的机理是还原。膜生物反应器（MBR）中的LZ-MG14生物增强显着提高了纺织废水中MG降解和Cr（VI）去除的效率。此外,LZ-MG14成功地定殖到活性污泥中,并形成了有效的微生物群落以降解MG和去除Cr（VI）。本研究为有机物和重金属复合污染废水的处理提供了潜在的方法。制药废水通常是复杂且剧毒的,主要含有多种抗生素类新兴污染物。由于抗生素复合毒性的影响,常规的活性污泥技术在制药废水处理中效果不理想。在这项研究中,通过在黑曲霉细胞表面展示β-内酰胺酶,开发了一种新型的能加速抗生素降解的全细胞生物催化剂。该生物催化剂显示出较高的酶活性（6.53 U/g干重）和稳定性。由于β-内酰胺酶对β-内酰胺环的影响,生物催化剂A.niger-Bla在1小时内将头孢氨苄（80.45%）,阿莫西林和氨苄青霉素完全降解。黑曲霉菌丝体颗粒用作生物载体来构建好氧颗粒污泥（AGS）,用于处理含β-内酰胺抗生素的实际制药废水。该A.niger-Bla系统显着改善了抗生素去除能力（>60%）和反应器的总体性能。改良的A.niger-Bla AGS可以降低抗生素的影响,并保持AGS微生物群落的丰富性和多样性,从而改善系统的整体性能并保持AGS的稳定性。这项技术为处理含复合抗生素的制药废水提供了一个新颖的想法。本研究表明,针对不同类型的含ECs废水,通过改进活性污泥技术,可以有效修复含ECs污水,同时去除污水中的ECs。
MACDONALD OGORM MAFIANA[7]（2021）在《尼日利亚三个油田区土壤微生物群落对石油污染的响应及其降解研究》文中提出石油泄漏污染土壤、地下水、植被和河流的事故在全球范围内频发。尼日利亚的石油勘探始于1958年,是非洲最大的天然气储量和石油生产国,全球第六大石油出口国,每天的石油产量超过250万桶。在尼日利亚的尼日尔三角洲地区,石油储存和运输中的泄露事故,操作故障及非法开采,漏油的发生十分普遍,导致该地区土壤石油污染严重,亟待修复,以恢复农业和社会经济生活。尽管某些受污染土壤的场地修复已经取得了成功,但多数污染场地仍然残留原油。壳牌石油开发公司（SPDC）提供的漏油数据显示,该地区总共发生了44起≥500桶的陆地漏油事件,2011年至2019年之间总计达53631桶,占重大污染事件的83%。其中约有73%污染场地未恢复,对农田、鱼塘、河流、居民区和地下水造成了有害影响。通过增强自然衰减（RENA）进行修复是恢复尼日利亚石油烃污染场所的一种常见且可行的技术。但是,如果未评估潜在的环境因素、原油污染物的性质和土壤微生物群落结构,以了解其在石油污染场地中的作用,则该技术将无效。但当前对该地区土壤微生物群落的变化及微生物对石油污染物的降解尚不了解。因此,本研究进行了五方面的研究工作:（1）对尼日利亚石油污染及其修复的历史与现状进行评估;（2）以尼日利亚三角洲三个不同油田的石油污染土壤为研究对象,进行石油污染物性质、土壤理化性质、土壤微生物群落等研究与分析;（3）比较分析了中国和尼日利亚石油污染土壤微生物群落结构与演替上的差异;（4）利用石油为唯一碳源对尼日利亚三角洲三个不同油田的石油污染土壤细菌进行了分离培养和纯化,分析了不同来源细菌的石油降解能力;（5）探讨了不同来源的微生物群落和培养细菌与石油污染物降解之间的关系。本研究结果拓展了非洲大陆上石油污染对土壤微生物群落的影响及其对石油污染的响应的认识,为尼日利亚石油污染微生物修复提供科学资料。1.尼日利亚三角洲三个油田区石油污染对土壤细菌和真菌群落的影响对尼日利亚三角洲三个油田Ughelli East（UE）、Utorogu（UT）和Ughelli West（UW）石油污染土壤和无石油污染区Alagomeji（AL）土壤进行了取样,土壤理化性质分析结果表明,土壤p H 6.8-7.7,土壤总氮（TN）、总碳（TC）和电导率（EC）存在显着差异。AL土壤的EC值最高为93.5μScm-1,而UE土壤的EC值最低为24.2μScm-1;UT土壤的水分含量（MO）为41.47%,分别比UE和UW土壤高22%和23.9%。运用16S r RNA基因和18S r RNA基因ITS扩增子的高通量测序技术对石油污染和未污染土壤中细菌和真菌群落的变化进行了分析,从三个土壤样本中共获得1515细菌和919个真菌OUT,细菌群落的丰富性和多样性变化趋势分别为AL>UT>UW>UE和AL>UW>UT>UE,真菌群落的丰富性和多样性变化趋势分别为AL>UW>UT>UE和UW>UT>AL>UE。表明石油污染降低了土壤中细菌和真菌群落的多样性,而且,不同油田区石油污染土壤细菌和真菌群落多样性具有较大差异。测序分析共获得42个细菌门和360个细菌科。在石油污染和未污染土壤中共有的优势细菌门均为Proteobacteria和Actinobacteria。在石油污染土壤中,优势细菌门的丰度占群落总丰度的82%,包括Proteobacteria（44%）、Actinobacteria（17%）、Acidobacteria（12%）和Chloroflexi（9%）;与污染土壤相比,在未污染的土壤中Proteobacteria和Actinobacteria的丰度分别显着下降为27.2%和8.4%。在UT土壤中,Bacteroidetes、Firmicutes、Fusobacteria和Planctomycetes的丰度很高,是UE和UW土壤的2倍。在UT、UE和UW土壤中,优势度最高的细菌科分别为unclassified Rhizobiales（14.4%）、KCM-B-112（12.8%）和Acidobacteriaceae（8.5%）,其他优势菌科为Desulfurellaceae、Rhodospirillaceae和Anaerolineaceae.这些结果表明,不同石油污染区土壤细菌优势类群及其所代表的群落结构不同,这与土壤环境因子和石油组分的差异有关。测序分析共获得8个真菌门、196个真菌科、419个真菌属。优势真菌门的丰度达98.7%,包括Ascomycota 50.3%、未分类的真菌42.2%和Basidiomycota 6.2%。Ascomycota在AL土壤中达2.3%,但在石油污染土壤UE、UT和UW中其丰度分别为41.5%、55.9%和54.2%;未分类的真菌门在UE土壤占优势,而在UT和UW中丰度显着下降;在UT和UW中Basidiomycota、Rozellomycota和Chytridiomycota丰度显着增加。在科水平上,在AL土壤中Trichocomaceae丰度占38%;而在UE、UT和UW土壤中优势菌科为未分类的真菌,其丰度分别为56.2%、27.9%和40.4%。与AL相比,在石油污染土壤中Chaetomiaceae、Nectriaceae、unclassified Hypocreales和Sporormiaceae的丰度显着降低。值得注意的是,与石油降解相关的真菌科Sporidiobolales和Montagnulaceae在UT中占分别占10.6%和5.2%,unclassified Chaetothyriales和Pleosporaceae在UW中占分别占7%和6%,unclassified Hypocreales在UE中占5%。在属水平上,在未污染的AL土壤中以Aspergillus占优势,而在污染的土壤中,未分类的真菌占优势。Aspergillus、Talaromyces、unclassified Sporidiobolales和Paraconiothyrium在UT中的优势度明显高于UW和UE。这些结果表明,石油污染改变了土壤真菌群落结构,而且,不同油田区石油污染土壤真菌优势类群也不同。主坐标分析（PCo A）结果表明,AL土壤与三个石油污染土壤细菌和真菌群落分异明显,三个石油污染土壤细菌和真菌群落也具有一定差异,说明微生物群落与分布地域和石油组分的差异相关。冗余分析（RDA）和Spearman相关分析表明,土壤总N（TN）、土壤总碳（TC）和水分含量（MO）与Alpha-、Delta-、Beta-、Gamma-proteobacteria,Acidobacteria、Anaerolineae和unclassified Saccharibacteria呈显着正相关,而土壤电导率（EC）和p H与Actinobacteria、Thermomicrobia和KD4-96呈显着正相关,表明这些土壤因子和石油污染对细菌群落的协同作用。对于真菌群落,MO、TN和TC与unclassified Sporidiobolales、Pleosporaceae、Montagnulaceae和未分类的真菌间呈正相关,而EC与Trichomaceae、Chaetomiaceae和Nectriaceae间呈正相关;土壤p H与真菌类群间没有相关关系。在污染土壤中,土壤有机质（SOM）在UE中最高为13.72%,在UW为4.55%,在未污染的AL中为3.64%,表明其在各样本间具有显着差异。在所有样本中,SOM与基于OTU的细菌群落丰富度和多样性之间呈负相关,而与真菌群落的丰富度之间存在显着正相关（p<0.05）。Spearman分析揭示了细菌和真菌群落对土壤理化因子的响应,47%和43%的土壤细菌与分别与p H和EC显着正相关,与p H和EC正相关最大的细菌属是unclassified Acidobacteria和unclassified Acidimicrobiales;而与EC负相关最大属是Anearolinea。53%、50%和43%细菌属分别与TC、TN和MO显着正相关,与TC和TN正相关最大的是Anearolinea,与MO正相关最大的是unclassified Rhizobiales.对于真菌群落,40%、33%和40%真菌属分别与MO、TN和TC显着正相关,正相关最大的属为Paraconiothyrium和Pyrenochaetopsis,37%和57%的真菌属分别与p H和EC显着正相关.运用气相色谱-质谱（GC-MS）对3个来源的石油成分进行了分析,结果表明,UT土样中的低分子量石油烃（LMW）,包括环己烷、乙苯、对二甲苯、苯、1H-茚和间薄荷烷等,不同于UE和UW土样中的原油组分,是造成其中一些重要的细菌和真菌类群差异的原因。而且样本间C7–C10、C11–C16和C12–C29石油烃含量的明显差异和土壤MO共同决定着土壤微生物群落结构的差异.运用Phylogenetic Investigation of Communities by Reconstruction of Unobserved States（PICRUSt）软件对细菌群落功能预测分析,将预测蛋白归为Kyoto Encyclopedia of Genes and Genomes（KEGG）orthologs（KOs）,共预测到319 pathways,丰度最高的pathways包括核糖体、氨酰基t RNA的生物合成、柠檬酸盐循环（TCA循环）、NADH:醌氧化还原酶和支链氨基酸转运系统.与未污染土壤相比,石油污染土壤中高丰度的pathway包括苯甲酰基-Co A降解、甲烷生成、甲烷氧化、甲烷降解、Cymene降解和萘降解等.在未污染土壤中RNA聚合酶、蛋氨酸生物合成、泛酸盐生物合成、万古霉素抗性、D-Ala-D-Lac型和Che A-Che YBV（趋化性）双组分调节系统的丰度显着增加.在三个污染土壤中,绝大多数烃类降解途径在UE丰度最高而在UT中丰度最低.在石油污染土壤中与石油烃降解相关的Ko包括苯甲酸酯降解（Ko00362）、二甲苯降解（Ko00622）、赖氨酸降解（Ko00310）、色氨酸代谢（Ko00380）、苯丙氨酸,酪氨酸和色氨酸生物合成（Ko00400）、萘降解（KO00626）、丙酸酯代谢（Ko00640）、甲烷代谢（Ko00680）、氮代谢（Ko00910）、脂肪酸代谢（Ko00071）和芳香族化合物的降解（Ko001220）.而在未污染土壤中,核心标志性Ko为抗坏血酸酯和醛二酸酯代谢（Ko03021）、半胱氨酸和蛋氨酸代谢（Ko00270）、缬氨酸,亮氨酸和异亮氨酸生物合成（Ko00290）、赖氨酸生物合成（Ko00300）、泛酸盐和Co A生物合成（Ko00770）、黄酮生物合成（Ko00941）、双组分系统（Ko01055）,和细菌趋化性（Ko02030）.这些结果表明,石油污染土壤中存在多样性和高丰度的石油烃降解途径,包括苯甲酸甲酯二甲苯降解（M00537）、邻苯二酚甲苯降解（M00538）、苯甲酸酯/苯甲酰辅酶A降解（M00540-1和M00551）等许多参与芳烃降解途径,以及硫酸盐还原（M00176）、异化硫酸盐还原（M00596）和硫酸盐转运系统（M00185）等硫代谢相关途径,这些代谢特征表明微生物群落依赖于作为唯一碳源的污染石油烃。2.中国和尼日利亚油田区石油污染土壤微生物群落结构的比较分析中国和尼日利亚位居世界第四大和第十五大产油国,石油污染成为两国关注的共同环境问题。与尼日利亚一样,中国在沿海地区和陆地上都记录了大量的漏油事件,2016年中国启动了土壤污染防治行动计划以修复受污染的土壤,估计该计划将在2030年实现95%的被污染农田土地的修复与再利用。本研究对中国和尼日利亚石油污染土壤微生物群落进行比较分析,以期获得世界不同地域石油污染与土壤微生物群落之间的相关性,了解环境因素差异对石油污染土壤微生物群落的影响,更好地理解土壤微生物对石油污染的响应。比较分析表明,两国石油污染土壤中共有的优势细菌门包括Proteobacteria、Actinobacteria、Acidobacteria、Chloroflexi、Bacteroidetes、Planctomycetes、Verrucomicrobia、Saccharibacteria、Cyanobacteria、Chlorobi bacteria和Crenarchaeota（Archaea）.Proteobacteria在许多石油污染土壤中为优势门,与其具有较强的烃类化合物降解能力有关;Actinobacteria在污染和未污染土壤中均呈现优势,但在污染土壤中其优势度下降,Actinobacteria广泛分布,具有快速适应环境的能力;在大多数污染土壤中,Firmicutes的丰度与土壤含水量呈正相关。共有的优势细菌属是Pseudomonas、Rhodococcus、Bacillus Aspergillus和Penicillium,这些属在受污染的油田土壤中具有不同的丰度。两国石油污染土壤中共有的主要真菌门包括Ascomycota、Basidiomycota、Chytridiomycota、Zygomycota和Glomeromycota.而在未污染土壤中Actinobacteria和Cyanobacteria具有较高的丰度。在受污染的土壤中最常见的共同属是Pseudomonas、Rhodococcus、Bacillus、Aspergillus和Penicillium.在中国一些老化污染土壤的研究表明,石油污染与微生物多样性之间存在正相关,相反,在尼日利亚的大多数研究都报告了负相关。但是,污染石油的持续时间是一个重要的决定因素,决定了石油矿化的适应期,这一点在1960、1970和1990年代之间的污染土壤中尤为明显。3.尼日利亚三角洲三个油田区石油污染土壤细菌的分离及其石油烃降解特性的研究对环境中石油污染物的完全修复有赖于单个菌株或混合菌株的联合体对石油污染物的完全矿化,分离具有独特降解能力的菌株至关重要。本研究运用可培养方法,在以石油为唯一碳源的培养基上,对尼日利亚三角洲三个不同油田区石油污染土壤细菌进行了分离纯化,以2,6-dichlorophenol indophenol（DCPIP）氧化还原指示剂比色法,对菌株的石油烃降解能力进行测定,该法是评估微生物降解能力的策略之一,已被证明是一种快速、简单且低成本的方法,本研究对37株石油烃降解菌的检测结果证明DCPIP法在石油烃降解菌的筛选上具有准确性和高效性。用重量法对菌株石油降解率进行测定,用Gas Chromatography-Mass Spectrometer（GC-MS）分析不同来源的石油成分,所纯化的菌株用16S r RNA基因序列分析对纯化菌株进行鉴定。本研究共三个不同油田区石油污染土壤中分离出37种细菌菌株,其中UT 12株、UE 12株、UW 13株。DCPIP比色法评估了其石油降解能力,设置比色标准为C-蓝、B-浅蓝和A-无色。在UE和UT土壤中分离的菌株中C占16.6%,B占16.6%,A占66.6%;在UW菌株C为25%,B为8.3%,A为58.3%。紫外分光光度法分析表明,所有分离菌株的石油降解能力随培养时间延长而持续增加。16S r RNA基因测序分析鉴定出UE油田区高降解潜能的菌株为Ochrobactrum intermedium CC15（E2）、Ochrobactrum intermedium XG-2（E6）和Pseudomonas stutzeri S3（E3）,UT油田区为Stenotrophomonas maltophilia TS51（T3）、Lysinibacillus fusiformis Rizhao＿587＿1（T6）和Lysinibacillus sphaericus ARg（T7）,UW油田区为Bacillus cereus S5（W11）和Ochrobactrum ES-QY-2（W8）。对培养分离的单一菌株和同一油田区的菌株联合体进行石油降解能力评估。用重量法、光密度法和CFU计数,分析了7 d、20 d和35 d培养物的降解能力,结果表明,分离菌株的石油降解率分别为Lysinibacillus fusiformis Rizhao＿587＿1（T6）23.55%、Pseudomonas stutzeri S3（E3）44.5%、Bacillus cereus S5（W11）44%,UT油田区分离的混合菌株显示出最高的降解率,表明其菌株具有协同作用,而UW和UE油田区分离的菌株间无明显的协同作用。回归分析表明细胞生长密度和CFU与原油降解呈正相关。运用GC-MS对分离自UT油田区的3株高降解率菌株Stenotrophomonas maltophilia TS51（T3）、Lysinibacillus fusiformis Rizhao 587-1（T6）和Lysinibacillus sphaericus ARg及其混合培养降解后的残留烃进行分析,并与未接种菌株的培养物进行比较,结果表明,在菌株降解后的残留物中,未检测到从C7H14到C10H20 low-molecular-weight（LMW）烷烃,表明这部分烃类被菌株完全降解和利用;Mid-molecular weight（MMW）化合物典型峰,如1-Nonylcycloheptane C16H32、1-Decanol、2-hexyl-C16H34O,以及high molecular weight（HMW）化合物典型峰,如Oxalic acid和heptadecyl C29H54O4等也从MS谱中消失,说明菌株也能利用和降解这一石油烃类化合物。3种菌株都不能降解的化合物包括Pulegone C10H16O、4a,10a-Methanophenanthren-9.beta.-ol C15H17Br O、Benz[e]azulen-3（3a H）-one C17H24O5、1H-2,8a-Methanocyclopenta[a]cyclopropa C20H28O6、Dasycarpidan-1-methanol,acetate（ester）、4H-Cyclopropa[5’,6’]benz[1’,2’:7,8]azuleno C22H30O8;此外,化合物6-Methyl-11-propenyl-5-（toluene-4-sulfonyloxy）C24H32O7S只存在于T3残留液中,而在其他菌株残留液中未检测到。比较分析也发现,在石油烃的降解中存在菌株之间协同作用。而且,与单菌株培养相比较,混合菌株能完全降解单菌株不能降解的Pulegone C10H16O、4H-Cyclopropa[5’,6’]benz[1’,2’:7,8]azuleno C22H30O8和5H-Cyclopropa[3,4]benz[1,2-e]azulen C22H30O7.相反,能被单一菌株降解的trans-4a-Methyl-decahydronaphthalene C11H20和8,14-Seco-3,19-epoxyandrostane-8 C24H36O6,却不能被混合培养菌株所降解,表明混合菌株也存在某种拮抗作用。UE油田区分离的Ochrobactrum intermedium CC15（E2）、Pseudomonas stutzeri S3（E3）和Ochrobactrum intermedium SG2（E6）三种菌株对石油降解差异较大。其中MMW化合物从C11H18O到C14H24O,以及2-[4-methyl-6-(2,6,6-trimethylcyclohex C23H32O能被完全降解,但三种菌株对MMW4化合物H-Cyclopropa[5’,6’]benz[1’,2’:7,8]C22H30O8、1H-2,8a-Methanocyclopenta[a]cyclopropa C20H28O6、Fenretinide C26H33NO2等的降解能力不同。与单一菌株相比,这三种菌株混合培养并没有产生正协同作用,混合培养能完全降解MMW化合物但只能降解46%的4H-Cyclopropa[5’,6’]benz[1’,2’:7,8]C22H30O8.对UW油田区分离的Ochrobactrum ES-QY-2（W8）和Bacillus cereus S5（W11）及其混合培养的分析结果表明,两种菌株能完全降解从C10H16O到C14H24O的MMW化合物。Ochrobactrum ES-QY-2（W8）能完全降解HMW化合物如Phorbol C20H28O6和Fenretinide C26H33NO,Bacillus cereus S5（W11）能降解69.75%4H-Cyclopropa[5’,6’]benz[1’,2’:7,8]azuleno C22H30O8和6-Methyl-11-propenyl-5-（toluene-4-sulfonyloxy）C24H32O7S,两种菌株混合培养也没有出现正协同作用。综上所述,UT原油中C7-C10和C16低分子量（LMW）化合物、UE原油中C11-C15和C-23中等分子量（MMW）的化合物、UW原油中的C10-C14被完全降解,而高分子量（HMW）化合物C16-C37最难分解。但是,不同菌株对MMW和HMW化合物的降解能力不同,表明分离自不同油田区土壤中的细菌对石油的降解能力也与其生存环境中石油烃的组成相关。混合菌株培养对大多数复杂的HMW化合物的降解不存在正协同作用。
程宁[8]（2020）在《黄曲霉A5p1脱色多类型染料的研究》文中提出染料广泛应用于纺织、印染、造纸等各个工业领域,我国每年排放的含染料工业有色废水将近7×108吨。因产品特性、外观颜色以及工艺流程的不同,含染料的工业废水组成十分复杂、水质参数波动范围极大。大多数染料是结构复杂的芳香族化合物,对水生动植物具有强烈毒害作用,并且化学性质稳定,对光、水和氧化剂具有非常强的抵抗作用,一旦释放到环境很难去除。微生物脱色技术是处理工业有色废水的有效途径之一,但传统的脱色微生物用于实际废水处理时,通常存在脱色底物单一、对环境条件适应性差等共性问题,导致无法满足实际的工艺需求。因此,寻找具有广泛的脱色底物谱且适应条件广的脱色微生物,可以为染料废水的生物治理奠定前期基础。本文以课题组自行筛选并保藏的一株黄曲霉菌株A5p1（保藏号CGMCC.4299）为生物材料,研究对偶氮染料Direct Blue 71（DB71）、酞菁染料Direct Blue 86（DB86）和蒽醌染料Reactive Blue 19（RB19）的脱色特性,同时通过构建生物反应器探讨了该菌的实际应用潜能,并采用现代化分析手段对染料的脱色机理进行深入研究。本论文主要研究内容如下:（1）黄曲霉活菌体脱色染料的基本特性。以15种不同类型的染料为脱色对象,考察黄曲霉A5p1对染料的脱色广谱性。结果显示,黄曲霉A5p1对染料的脱色效率为61.7%-100.0%,表明该菌具有一定的脱色广谱性。以偶氮染料DB71、酞菁染料DB86和蒽醌染料RB19为模型底物研究染料的脱色机制,结果显示,黄曲霉A5p1对偶氮类染料和酞菁类染料的脱色机制以生物吸附为主,对蒽醌染料则以生物降解作用为主;在酸性条件下,黄曲霉对染料的生物吸附作用占主导地位,在碱性条件下,生物降解则是主要的脱色机制;当染料浓度高于500 mg/L时,偶氮染料和酞菁染料的脱色以生物降解作用为主,染料浓度低于500 mg/L时,生物吸附则发挥关键作用,这些结果表明,黄曲霉A5p1能够根据染料的种类、p H和染料浓度启用不同的脱色机制,脱色机制十分灵活。黄曲霉A5p1的广谱性和灵活性,反映了该菌能够适应条件多变的实际废水处理要求,具有很好的应用潜力。（2）黄曲霉活菌体对染料的降解机理研究。在振荡条件下黄曲霉A5p1对高浓度的偶氮染料DB71（100-1000 mg/L）显示出较高脱色率（100%-75.8%）,最佳p H为7.0,最佳温度为40℃。经气相质谱仪（GC-MS）和液相质谱仪（LC-MS）分析获得偶氮染料DB71的降解产物主要为萘胺、萘重氮、2-羟基-6-乙二酰基-苯甲酸和1-萘酚。酶分析实验表明,锰过氧化物酶（Mn P）、漆酶（Lac）和葡萄糖氧化酶（GOD）与该菌株降解偶氮染料相关。对于浓度为100-2000 mg/L的酞菁染料DB86和蒽醌染料RB19,该菌的脱色率分别为100%-80%和100%-50.8%,最佳p H均为7.0,最佳温度为40℃。酞菁染料DB86的降解产物为邻苯二甲酰亚胺,蒽醌染料RB19的降解产物主要为邻苯二甲酸和2-氨基-1-苯酚-4-磺酸。酶分析实验发现,Mn P、Lac和GOD酶参与染料DB86的降解过程,Mn P和GOD酶是染料RB19的脱色关键酶。（3）黄曲霉活菌体用于生物反应器脱色染料的效果研究。构建并运行工作体积为250 m L的填充床式生物反应器,连续处理模拟染料废水进行放大实验。生物反应器处理单一成分的染料废水,系统运行20 d,出水脱色率保持在90%以上,处理模拟混合染料废水系统运行30 d,出水脱色率保持在80%。在进水染料浓度为300 mg/L、p H 5.0的条件下,逐步提高反应器的进水浓度至500 mg/L,或逐步提高p H值至9.0,或缩短水力停留时间至24 h,生物反应器仍可长效运行至50 d,出水脱色率为70%左右,并且反应器内菌体细胞仍具有降解活性,展示了系统良好的运行稳定性和菌株的实际应用潜力。（4）黄曲霉非活性菌体对染料的吸附机理研究。首先对黄曲霉生物吸附剂的吸附特性进行考察,结果显示,该菌对染料不仅具有显着的吸附能力,而且还可以耐受较高的环境温度（40℃）,三种染料的最大吸附容量分别为134.1 mg/g（DB71）、139.8 mg/g（DB86）和43.9 mg/g（RB19）。通过电位滴定和FTIR对官能团进行分析,结果表明吸附剂表面的氨基是负责菌体与染料结合的关键基团。动力学和热力学的研究结果显示,黄曲霉生物吸附剂对DB86的吸附过程以物理吸附为主,对RB19以化学吸附为主,对DB71则是两者的结合,表明黄曲霉生物吸附剂对三种染料的吸附机理存在差异。激光共聚焦显微镜（CLMS）、原子力显微镜（AFM）和透射电镜（TEM）分析证实染料DB86主要被吸附于菌体表面,染料DB71和RB19可以通过薄弱的细胞壁进入细胞内部发生吸附,该结果说明染料DB71和RB19在吸附剂表面完成快速的物理吸附后,还可以在胞内获得更多的吸附位点继续发生吸附反应,吸附过程成多样性和复杂性,而对于染料DB86,因吸附剂表面吸附位点的有限性,该染料只能在细胞表面进行以物理吸附作用为主的简单吸附过程。因此,染料在吸附剂上吸附位置的差异性,可能是黄曲霉A5p1对不同染料产生不同吸附机理的原因。
Roby Ruhyadi[9]（2020）在《剩余污泥碱性发酵液碳回收及脱水能力改善策略的机制研究》文中研究指明利用厌氧发酵技术从剩余活性污泥（WAS）中回收挥发性脂肪酸（VFAs）,从而为生物脱氮工艺（BNR）提供碳源,该方法为剩余污泥的处理处置提供了一种具有经济效益和应用前景的技术手段。其中,作为剩余污泥常用发酵条件,碱性厌氧发酵有利于产生更多的挥发性脂肪酸。然而,碱性厌氧发酵过程会伴随出现一些问题,比如难降解有机物溶出、发酵污泥的脱水性能恶化以及消耗大量碱等问题。并且,在应用于脱氮除磷工艺的过程中,这些释放出来的难降解有机物增加了进水碳、氮和磷的负荷。因此,本论文旨在通过原位调控p H以及氯化镁的添加策略来减少碱性发酵过程中以上问题的产生。首先,实验研究了MgCl2对剩余活性污泥碱性发酵过程的影响。结果表明,较高的氯化镁投加量(120 mmol/L Mg2+)会抑制酸化过程,而挥发性脂肪酸的纯度却得到了提高,且溶解性COD中52.92%（w/w）为挥发性脂肪酸。氯化镁的投加也可以减少发酵液中的总磷含量,当氯化镁投加量为15 mmol/L时,发酵液中的磷去除率达到81.22%,而随着氯化镁投加量提高到120 mmol/L,磷去除率却只提高了14.77%。与此同时,发酵后的污泥毛细吸水时间从4410.20秒降至207.30秒,结合水的结果也具有相同的趋势,最小值为85.56±0.06%。胞外聚合物（EPS）分布测试和流变性质测试结果证实较高的氯化镁投加量有利于提高发酵污泥的脱水性能。随后,论文研究了氯化镁的投加方式和投加时间对剩余活性污泥碱性发酵的影响。研究结果表明,在不投加氯化镁的体系中溶解性COD的含量最高,这说明无论氯化镁以何种方式或者何时投加到体系中,均会限制污泥的水解和COD的释放。毛细吸水时间测试以及结合水测试结果表明,氯化镁的投加确实提高了污泥的脱水性能。论文研究根据挥发性脂肪酸的产量、磷去除率、碱投加量以及蛋白沉淀效率确定了氯化镁的最佳投加量及投加时间。随后,采用原位调控pH技术,综合比较了酸性发酵(pH=5,R5.0)和碱性发酵(pH=10,R10.0)条件下的有机大分子物质的释放、挥发性脂肪酸的生成、营养物质和重金属的释放以及发酵污泥的脱水性能等。研究发现,相对于酸性发酵来讲,碱性发酵条件有利于有机大分子物质从污泥中被释放,从而强化后期的挥发性脂肪酸生成（浓度可高达2901.33 mg COD/L）。但是,有机大分子物质的过量释放增加了难降解有机碳、有机氮以及有机磷的负荷。在碱性条件下总磷的浓度为117.84±15.07 mg/L,其中89.34±1.49 mg/L为磷酸盐,28.50±6.79 mg/L为有机磷,而在酸性条件下总磷释放量仅为1.65±0.03 mg/L,有机磷（1.16±0.02 mg/L;70.33%）为主要存在形式。酸性条件下,发酵液中总氮的98.45%为氨氮,而在碱性条件下发酵液中总氮的85.32%为氨氮,剩余部分为有机氮,即碱性发酵液中含有58.22 mg/L的有机氮。此外,碱性发酵条件下的铝的释放程度亦高于酸性发酵条件,碱性发酵液中铝浓度最高为134.52 mg/L,是酸性发酵液中铝的2.99倍。其中,钙、铁以及镁等其他重金属在酸性发酵液中的含量均高于碱性发酵液,但其含量均低于50 mg/L。根据毛细吸水时间和污泥比阻测试结果可知,碱性发酵后的污泥脱水性能有所恶化。综上可知,酸性发酵产生挥发性脂肪酸更适合作为碳源投加到脱氮除磷工艺中。另外,通过调控碱性发酵过程中p H可以提高发酵液中挥发性脂肪酸的纯度,并使得发酵后污泥的脱水性能得以改善。实验设置两组碱性发酵系统,一组碱性发酵系统的初始pH设置为10,之后不再调控pH(RIA),另一组碱性发酵系统通过加入氢氧化钠溶液维持pH为10(RDC)。通过比较两组碱性发酵的情况发现,虽然挥发性脂肪酸在RIA体系中的浓度（1.69±0.09 g COD/L）低于RDC,但是其纯度（58.48%）却高于RDC。此外,在RIA体系中的总磷释放量也远远低于RDC体系,RDC体系的总磷含量（139.37 mg/L）是RIA体系的5.90倍。在RIA体系中发酵后的污泥毛细吸水时间和污泥比阻均得以降低,分别降低至RDC体系的42.23%和40.70%,说明在RIA体系发酵污泥的脱水性能得以改善。由于不需要定期投加碱来维持体系的p H,RIA体系的碱投加量也远远低于RDC体系,伴随着经济投入也较少,每吨TS只需要45.44美元。以上研究结果证实,通过pH的调控可以实现纯化挥发性脂肪酸以及改善污泥脱水性能的目的,控制初始pH为10后期不控制pH是一种经济有效的从剩余污泥中回收碳的方式。综上所述,论文研究结果表明,通过原位调控pH和添加氯化镁等方法能有效提升挥发性脂肪酸的纯度、减少磷释放以及增强污泥脱水性能等优点。通过本论文的研究,为碱性发酵液中的VFAs的利用提供了理论基础。
Khaled Elmaadawy,Bingchuan Liu,Jingping Hu,Huijie Hou,Jiakuan Yang[10]（2020）在《Performance evaluation of microbial fuel cell for landfill leachate treatment: Research updates and synergistic effects of hybrid systems》文中认为Over half of century, sanitary landfill was and is still the most economical treatment strategy for solid waste disposal, but the environmental risks associated with the leachate have brought attention of scientists for its proper treatment to avoid surface and ground water deterioration. Most of the treatment technologies are energy-negative and cost intensive processes, which are unable to meet current environmental regulations. There are continuous demands of alternatives concomitant with positive energy and high effluent quality. Microbial fuel cells（MFCs） were launched in the last two decades as a potential treatment technology with bioelectricity generation accompanied with simultaneous carbon and nutrient removal. This study reviews capability and mechanisms of carbon, nitrogen and phosphorous removal from landfill leachate through MFC technology, as well as summarizes and discusses the recent advances of standalone and hybrid MFCs performances in landfill leachate（LFL） treatment. Recent improvements and synergetic effect of hybrid MFC technology upon the increasing of power densities, organic and nutrient removal, and future challenges were discussed in details.
二、Bioaugmentation: a new strategy for removal of recalcitrant compounds in wastewater—a case study of quinoline（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、Bioaugmentation: a new strategy for removal of recalcitrant compounds in wastewater—a case study of quinoline（论文提纲范文）
（1）活化过硫酸盐催化氧化和固定化漆酶生物降解双酚A（论文提纲范文）
| Acknowledgement |
| 摘要 |
| Abstract |
| List of abbreviation |
| Chapter 1 Literature review |
| 1.1 General introduction |
| 1.2 Production and use |
| 1.3 Occurrence and fate of bisphenol A(BPA)in surface water, sediment, sewage sludge |
| 1.4 Effects of BPA exposure |
| 1.4.1 Effects on reproductive and endocrine functions |
| 1.4.2 Effects on regulation of glucose level |
| 1.4.3 Effects of BPA on the cardiovascular system |
| 1.5 Advances on BPA removal |
| 1.5.1 Biological treatment for removal of BPA by enzymatic degradation |
| 1.5.2 Advanced oxidation |
| 1.5.3 Removal of BPA by PES,MIP and GAC adsorption process |
| 1.5.4 Method of ozonation |
| 1.6 Statement of purpose and research objectives |
| 1.6.1 Statement of purpose |
| 1.6.2 Goals and objectives |
| 1.6.3 Technical route of this study |
| Chapter2 Catalytic degradation of bisphenol A in Fe(Ⅲ)/peroxymonosulfate(PMS)system:Performance,influencing factors and mechanistic pathway |
| 2.1 Introduction |
| 2.2 Methods and materials |
| 2.2.1 Experimental materials |
| 2.2.2 Degradation experiment |
| 2.2.3 BPA degradation influenced by different factors |
| 2.2.4 Determination of oxidative radicals |
| 2.2.5 Analytical procedures and data analysis |
| 2.2.6 Data analysis |
| 2.3 Results and discussion |
| 2.3.1 Catalytic degradation of BPA under various conditions |
| 2.3.2 Effect of operating parameters on system performance |
| 2.3.3 Effect of water quality parameters |
| 2.3.4 Identification of reactive species |
| 2.3.5 BPA mineralization and toxicity experiments |
| 2.3.6 Practical application |
| 2.3.7 PMS activation and possible degradation pathway |
| 2.4 Summary |
| Chapter 3 Enhanced degradation of bisphenol A using peroxymonosulfate activated with carbonate:Performance,mechanism and toxicity evaluation |
| 3.1 Introduction |
| 3.2 Materials and methods |
| 3.2.1 Chemicals and reagents |
| 3.2.2 Experimental procedure |
| 3.2.3 Analytical methods and data analysis |
| 3.3 Results and discussion |
| 3.3.1 BPA degradation under various system |
| 3.3.2 Effectofoperatingparameterson the performance CO_3~(2-)/PMSforBPAdegradation |
| 3.3.3 Effect of initial solution p H |
| 3.3.4 Effect of inorganic anions and HA on BPA degradation |
| 3.3.5 Identification of reactive species and residual PMS in CO_3~(2-/)PMS |
| 3.3.6 Possible degradation pathway of BPA |
| 3.3.7 TOC and toxicity analysis |
| 3.4 Summary |
| Chapter4 Laccase immobilization on Cu-alginate beads for biocatalytic degradation of bisphenol A |
| 4.1 Introduction |
| 4.2 Materials and methods |
| 4.2.1 Materials |
| 4.2.2 Immobilization procedure |
| 4.2.3 Laccase activity |
| 4.2.4 Optimization of immobilization parameters |
| 4.2.5 Characterization of immobilized enzyme |
| 4.2.6 Effect of metal ions on the activity of immobilized laccase |
| 4.2.7 Bisphenol A degradation study by immobilized laccase |
| 4.2.8 Product identification by LC-MS |
| 4.2.9 Phytotoxicity test |
| 4.2.10 Environmental surface water remediation |
| 4.3 Results and discussion |
| 4.3.1 Characterization(FTIR and SEM)and immobilization yield |
| 4.3.2 Optimization of variables |
| 4.3.3 Determination of the kinetics parameters |
| 4.3.4 Storage Stability |
| 4.3.5 Reusability |
| 4.3.6 Effect of metal ions |
| 4.3.7 Degradation of BPA |
| 4.3.8 Possible BPA degradation pathway |
| 4.3.9 Phytotoxicity test |
| 4.3.10 Environmental water remediation |
| 4.4 Summary |
| Chapter5 Laccase entrapped in Ba-alginate beads for bisphenol A removal:Immobilization,characterization,and application under RSM |
| 5.1 Introduction |
| 5.2 Materials and methods |
| 5.2.1 Materials |
| 5.2.2 Immobilization procedure |
| 5.2.3 Laccase activity |
| 5.2.4 Effect of p H and temperature on the activity of immobilized laccase |
| 5.2.5 Effect of metal ions/organic solvents on the activity of immobilized laccase |
| 5.2.6 Enzyme kinetics study |
| 5.2.7 Storage stability and reusability |
| 5.2.8 Bisphenol A degradation study by immobilized laccase |
| 5.2.9 Biodegradation Optimization |
| 5.2.10 FTIR analysis |
| 5.2.11 Biodegradation products extraction and analysis by BPA |
| 5.3 Results and discussion |
| 5.3.1 Morphological characterizations and immobilization yield |
| 5.3.2 Effect of p H and temperature on the activity of immobilized laccase |
| 5.3.3 Effect of metal ions/organic solvents on the activity of immobilized laccase |
| 5.3.4 Kinetics study(K_m and V_(max)) |
| 5.3.5 Storage stability and reusability |
| 5.3.6 BPA degradation and optimization |
| 5.3.7 FTIR study |
| 5.3.8 GC-MS analysis of BPA biodegradation |
| 5.4 Summary |
| Chapter6 Major conclusion and research prospect |
| 6.1 Main research conclusions |
| 6.1.1 Effect of Fe(Ⅲ)/peroxymonosulfate(PMS)system on BPA degradation |
| 6.1.2 Effect of CO_3~(2-)/PMS system on BPA degradation |
| 6.1.3 Effect of Cu-alginate immobilized laccase beads on biocatalytic degradation of bispheol A |
| 6.1.4 Effect of laccase entrapped in Ba-alginate beads on bispheol A removal under the application of RSM |
| 6.2 Innovation points |
| 6.3 Research prospect |
| References |
| Appendix |
| Author’s profile |
（2）基于真菌固定化技术的多环芳烃污染土壤的生物修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 多环芳烃概述 |
| 1.2 多环芳烃污染土壤的微生物修复 |
| 1.2.1 微生物修复技术及其应用 |
| 1.2.2 微生物修复机理 |
| 1.3 多环芳烃污染土壤的真菌修复 |
| 1.3.1 真菌修复多环芳烃污染土壤的机理研究 |
| 1.3.2 真菌修复多环芳烃污染土壤的应用研究 |
| 1.4 微生物固定化技术 |
| 1.4.1 固定化方法 |
| 1.4.2 包封真菌技术 |
| 1.5 研究目的、内容与技术路线 |
| 第2章 高效多环芳烃降解真菌的筛选与鉴定 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 土壤采集 |
| 2.2.2 菲降解真菌的富集与分离 |
| 2.2.3 产漆酶真菌的鉴定 |
| 2.2.4 菌种鉴定 |
| 2.2.5 漆酶活力测定 |
| 2.2.6 多环芳烃降解能力的测定 |
| 2.2.7 多环芳烃的分析 |
| 2.2.8 真菌培养条件优化 |
| 2.2.9 真菌对菲的去除方式 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 多环芳烃降解真菌的分离纯化 |
| 2.3.2 真菌漆酶酶活测定结果 |
| 2.3.3 真菌多环芳烃降解能力 |
| 2.3.4 真菌培养条件优化 |
| 2.3.5 真菌对菲的去除方式 |
| 2.4 分析与讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 包封真菌技术的开发与优化 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 培养基质的塑模 |
| 3.2.2 真菌悬浊液的制备 |
| 3.2.3 真菌的接种与包封 |
| 3.2.4 真菌细胞包封技术优化 |
| 3.2.5 包封真菌的微观形态 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 包封真菌的形态特征 |
| 3.3.2 培养基优化结果 |
| 3.3.3 工艺参数优化结果 |
| 3.3.4 包封真菌的电镜表征 |
| 3.4 分析与讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 包封真菌Trichoderma longibrachiatum FLQ-4 在修复多环芳烃污染土壤中的应用 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料的准备 |
| 4.2.2 真菌生物修复实验 |
| 4.2.3 土壤总DNA的提取 |
| 4.2.4 扩增子测序及分析 |
| 4.2.5 组间差异OTU的识别 |
| 4.2.6 土壤中多环芳烃的提取与分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 污染土壤中菲的去除 |
| 4.3.2 细菌群落概况 |
| 4.3.3 真菌群落概况 |
| 4.3.4 显着富集于各处理组的细菌OTU |
| 4.4 分析与讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 基于稳定性同位素探针探究真菌修复过程中土着功能细菌的作用研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 土壤采集 |
| 5.2.2 DNA-SIP微宇宙的建立 |
| 5.2.3 DNA的提取和超离 |
| 5.2.4 扩增子测序与分析 |
| 5.2.5 多环芳烃的提取分析 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 DNA-SIP微宇宙培养中菲的降解情况 |
| 5.3.2 通过DNA-SIP识别NS处理组内的菲降解细菌 |
| 5.3.3 通过DNA-SIP识别NSLS处理组内的菲降解细菌 |
| 5.3.4 通过DNA-SIP识别NSTL处理组内的菲降解细菌 |
| 5.3.5 不同生物修复处理组中菲降解细菌群落的变化情况 |
| 5.3.6 菲降解菌与各生物修复过程中差异OTU的比较 |
| 5.4 分析与讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论、创新点及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（3）微藻生物膜对氧化胁迫的抗氧化响应及其污染物去除的效能（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| Chapter One Introduction |
| 1.1 Statement of Problem |
| 1.2 Aim and Objectives |
| 1.3 Thesis Structure |
| 1.4 ROS Generated by Microalgae Biofilm and Their Effects |
| 1.4.1 The chemistry of ROS |
| 1.4.2 Generation of ROS by microalgae |
| 1.4.3 Environmental importance of the ROS generated by microalgae |
| 1.4.4 ROS stress-induced conditions for freshwater microalgae |
| 1.4.5 Favourable influence of ROS to the ecology microalgae |
| 1.4.6 Negative influence of ROS on the ecology microalgae |
| 1.4.7 Mechanism of response of microalgae species to ROS generation |
| 1.4.8 Enzymatic response microalgae to ROS generation |
| 1.4.9 Freshwater microalgae non-enzymatic antioxidant response mechanisms |
| 1.5 Remediation of Water Released from Chemical Industry |
| 1.5.1 Chemical Industrial wastewater and its impact on socio-economic |
| 1.5.2 Eco-friendly concerns resulting from industrial operations |
| 1.5.3 Influence of mining operations on biodiversity |
| 1.5.4 Influence of mining operations on aquatic organisms |
| 1.5.5 Effect of water resulting from mining activities on freshwater environment |
| 1.5.6 Formation and composition of microalgae biofilm |
| 1.5.7 Factors influencing natural microalgae biofilm formation |
| 1.5.8 Nutrient availability |
| 1.5.9 Availability and duration of light |
| 1.5.10 Microalgae biofilm extracellular matrix |
| 1.5.11 Role of natural freshwater microalgae biofilm in pollutant degradation from mining wastewater |
| Chapter Two Microalgae Biofilm Cultured in Nutrient-Rich Water for the Phytoremediation of Petroleum Polluted Water |
| 2.0 Introduction |
| 2.1 Materials and Methods |
| 2.1.1 Photo-bioreactor construction and freshwater biofilm cultivation |
| 2.1.2 Treatment of petrol polluted water using microalgae biofilm |
| 2.1.3 Determination of parameters |
| 2.1.4 Microalgae biofilm characterization |
| 2.2 Results and Discussion |
| 2.2.1 Microalgae characterization |
| 2.2.2 The role of microalgae biofilm in the remediation of the petroleum contaminated water |
| 2.2.3 Chemical component of the microalgae biofilm |
| Summary |
| Chapter Three Microalgae Biofilm Native to Petrochemical Polluted Stream for the Remediation of Water from River Kaduna |
| 3.0 Introduction |
| 3.1 Materials and Methods |
| 3.1.1 Study area description |
| 3.1.2 Cultivation of natural freshwater biofilm |
| 3.1.3 Treatment of water from River Kaduna |
| 3.1.4 Characterization of microalgae biofilm and measurement of paremeters |
| 3.1.5 Statistical analysis |
| 3.2 Results and Discussion |
| 3.2.1 Natural freshwater microalgae characterization |
| 3.2.2 The role of microalgae biofilm in the treatment of water from River Kaduna |
| 3.2.3 Microalgae composition of the natural freshwater biofilm |
| 3.2.4 ROS production of the microalgae biofilm |
| 3.3 Environmental significance of microalgae biofilm |
| Summary |
| Chapter Four The Efficiency and Antioxidant Response of Microalgae Biofilm in the Phycoremediation of Industrial Wastewater |
| 4.0 Introduction |
| 4.1 Materials and Methods |
| 4.1.1 Photo-bioreactor construction and freshwater biofilm cultivation |
| 4.1.2 Treatment of the wastewater using microalgae biofilm |
| 4.1.3 The antioxidant responses associated with the microalgae biofilm |
| 4.2 Results and Discussion |
| 4.2.1 Biofilm formation |
| 4.2.2 Treatment of the wastewater using microalgae biofilm |
| 4.2.3 Enzymatic antioxidant response of the microalgae biofilm |
| 4.2.4 No-enzymatic antioxidant response of the microalgae biofilm |
| 4.2.5 Effect of wastewater on lipid and TOC of the microalgae biofilm |
| Summary |
| Chapter Five The Antioxidant Responses of Microalgae Biofilm to Counteract the Oxidative Stress of ROS |
| 5.0 Introduction |
| 5.1 Materials and Methods |
| 5.1.1 Freshwater microalgae collection and pre-culturing |
| 5.1.2 The effect of nutrient concentration on antioxidant response |
| 5.1.3 The effect of illumination on ROS production and antioxidant response |
| 5.1.4 Measurement of parameters and components |
| 5.1.5 Statistical analysis |
| 5.2 Results and Discussion |
| 5.2.1 The effect of nutrient concentration on biomass concentration and ROS production |
| 5.2.2 The effect of nutrient concentration on antioxidant response of the microalgae biofilm |
| 5.2.3 The effect of illumination on ROS production by the microalgae biofilm |
| 5.2.4 The effect of illumination on antioxidant response of the microalgae biofilm |
| 5.3 Ecological,bioresources and environmental significances of the present study |
| Summary |
| Chapter Six Microalgae Biofilm Formation and Antioxidant Response to Stress Induced by Lemna minor L.,Chlorella vulgaris,and Aphanizomenon flos-aquae |
| 6.0 Introduction |
| 6.1 Materials and Methods |
| 6.1.1 Microalgae collection and pre-culturing |
| 6.1.2 Photo-bioreactor construction and freshwater biofilm cultivation |
| 6.1.3 Measurement of parameters and components |
| 6.2 Results and Discussion |
| 6.2.1 Biofilm Formation |
| 6.2.2 The effect of A.flos-aquae,C.vulgaris and L.minor on ROS produced by the microalgae biofilm |
| 6.2.3 The effect of A.flos-aquae,C.vulgaris and L.minor on non-enzymatic antioxidant response by the microalgae biofilm |
| 6.2.4 The effect of A.flos-aquae,C.vulgaris and L.minor on enzymatic antioxidant response by the microalgae biofilm |
| 6.2.5 Effect of A.flos-aquae,C.vulgaris and L.minor on lipid and TOC in the microalgae biofilm |
| 6.3 Ecological,bioresources and environmental significances of the present study |
| Summary |
| Chapter Seven Conclusion and Future Direction |
| 7.1 Conclusion |
| 7.2 Future Direction |
| References |
| Author's Introduction |
| Acknowledgement |
| Appendix |
（4）七大河流中优先控制药物毒性分析及其源头削减工艺评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩写与中文解释对照表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 中国水体中药物污染现状 |
| 1.2.1 中国药物消费现状 |
| 1.2.2 水体中常见药物污染物的种类、来源与迁移转化 |
| 1.2.3 水体中药物的危害 |
| 1.2.4 水体中药物污染现状 |
| 1.2.5 中国污水处理厂中药物去除现状 |
| 1.3 优先控制污染物筛选体系建立研究 |
| 1.3.1 优先控制污染物筛选体系的建立方法 |
| 1.3.2 优先控制污染物筛选体系的建立研究现状 |
| 1.3.3 优先控制药物筛选体系的建立研究现状 |
| 1.4 基于生命周期评价的污水处理工艺研究 |
| 1.4.1 生命周期评价的概述 |
| 1.4.2 生命周期评价在污水处理评估中的研究现状 |
| 1.5 药物毒性分析及其源头削减工艺评估研究中存在的问题 |
| 1.6 课题来源及研究的目的和意义 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究的目的及意义 |
| 1.7 本文的主要研究内容及技术路线 |
| 第2章 研究方法 |
| 2.1 优先控制药物清单的建立方法 |
| 2.1.1 中国水环境中优先控制药物清单数据集的建立 |
| 2.1.2 七大河流中优先控制药物清单数据集的建立 |
| 2.1.3 中国污水处理厂中优先控制药物清单数据集的建立 |
| 2.1.4 指标的选择及计算 |
| 2.1.5 风险分数分析 |
| 2.2 基于USEtox的环境水体中药物潜在毒性分析方法 |
| 2.3 基于LCA的深度处理工艺去除药物的毒性及生态影响分析 |
| 2.3.1 工艺概况及耗能分析 |
| 2.3.2 毒性及环境影响评价 |
| 2.3.3 敏感性分析 |
| 第3章 中国七大河流中优先控制药物筛选 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 中国水环境中优先控制药物清单的建立 |
| 3.2.1 中国水环境中优先控制药物筛选的数据集分析 |
| 3.2.2 优先控制药物筛选体系中各指标分数计算 |
| 3.2.3 筛选分组后各组别内药物分析 |
| 3.2.4 与其他同类研究的比较 |
| 3.2.5 不确定性分析 |
| 3.3 中国七大河流中药物浓度及检测频率分析 |
| 3.3.1 中国七大河流中优先控制药物筛选的数据集分析 |
| 3.3.2 长江与黄河流域 |
| 3.3.3 海河与淮河流域 |
| 3.3.4 松花江与辽河流域 |
| 3.3.5 珠江流域 |
| 3.3.6 中国七大河流中药物浓度分析 |
| 3.4 中国七大河流中优先控制药物清单的建立 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 基于USEtox的环境水体中药物潜在毒性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 用于USEtox模型的输入参数分析 |
| 4.3 中国七大河流中药物潜在毒性分析 |
| 4.3.1 药物生态毒性和人体毒性特征化因子分析 |
| 4.3.2 中国七大河流中药物潜在毒性影响分析 |
| 4.4 中国主要城市污水处理厂中药物潜在毒性分析 |
| 4.4.1 药物去除分析 |
| 4.4.2 药物潜在毒性分析 |
| 4.4.3 药物排入不同环境介质产生的生态影响分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 污水深度处理工艺对优先控制药物毒性削减及环境影响评估 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 中国污水处理厂优先控制药物清单的建立 |
| 5.2.1 优先控制药物筛选体系中各指标分数计算 |
| 5.2.2 筛选分组后各组别内药物分析 |
| 5.2.3 与其他同类研究的比较 |
| 5.2.4 不确定性分析 |
| 5.3 不同处理工艺对药物的去除 |
| 5.3.1 药物去除率的影响因素分析 |
| 5.3.2 深度处理工艺对药物的去除率分析 |
| 5.4 污水深度处理工艺在生命周期方法下的毒性影响评估 |
| 5.4.1 工艺运行毒性影响对比分析 |
| 5.4.2 造成毒性影响的关键因素分析 |
| 5.4.3 深度处理工艺去除药物毒性分析 |
| 5.4.4 敏感性分析 |
| 5.5 污水深度处理工艺在生命周期方法下的环境影响评估 |
| 5.5.1 工艺运行环境影响对比分析 |
| 5.5.2 造成环境影响的关键因素分析 |
| 5.5.3 敏感性分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录1 中国水环境中优先控制药物清单建立的数据集 |
| 附录2 我国主要河流中药物检测情况 |
| 附录3 中国七大河流中优先控制药物清单建立的数据集 |
| 附录4 不同权重分布下的药物排名 |
| 附录5 三种深度处理工艺的LCA清单分析 |
| 附录6 药物的各指标得分和总分 |
| 附录7 中国主要河流中药物浓度数据 |
| 附录8 药物暴露风险及生态影响指标分数 |
| 附录9 USEtox中计算所研究药物的生态毒性和人体毒性特征化因子所需的输入参数 |
| 附录10 USEtox中生态毒理学和人体毒性表征因子计算所需的毒性参数 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（5）生物质纳米复合材料对水中磷酸盐的去除效能及其机理研究（论文提纲范文）
| Abstract |
| 摘要 |
| List of Acronyms and Abbreviations |
| Chapter 1. Introduction |
| 1.1 Overview |
| 1.2 Research background, Objective and significance |
| 1.2.1 Research background |
| 1.2.2 Research objective and significance |
| 1.3 Importance of pomegranate peel in this research |
| 1.4 Innovation of this research |
| 1.5 Dissertation arrangement |
| 1.6 Topic resources and funding support of this research |
| Chapter 2. Literature Review |
| 2.1 Overview |
| 2.2 Emergence of phosphate in the environment |
| 2.2.1 Environmental impacts of phosphate in aqueous media |
| 2.3 Phosphate removal technologies |
| 2.3.1 Adsorption process |
| 2.3.2 Surface Interaction for adsorption |
| 2.4 Boehm titration |
| 2.4.1 Quantification of Oxygen Groups |
| 2.5 Ionic strength effects |
| 2.6 Agriculture waste used as bio host for phosphate removal |
| 2.6.1 Pomegranate and its characteristics |
| 2.7 Nanoparticles |
| 2.7.1 Lanthanum |
| 2.7.2 Zirconium |
| 2.7.3 Iron |
| 2.7.4 Nickel |
| 2.8. Phosphate removal by dual nanocomposites material-based adsorbents |
| 2.9 Phosphate removal by iron-based adsorbents |
| 2.10 Phosphate removal by zirconium and lanthanum-based adsorbents |
| Chapter 3. Materials And Methods |
| 3.1 Experimental reagents and instruments |
| 3.1.1 Raw Materials |
| 3.1.2 Experimental reagents |
| 3.1.3 Experimental instruments |
| 3.2 Preparation of bio-nanoGomposites materials |
| 3.2.1 Synthesis of Zr/Peel biosorbent-single metal nanocomposite |
| 3.2.2 Synthesis of Zr-La/Peel biosorbent-dual metal nanocomposite |
| 3.2.3 Synthesis of Fe/Peel biosorbent-single metal nanocomposite |
| 3.2.4 Synthesis of La/Peel biosorbent-single metal nanocomposite |
| 3.2.5 Synthesis of Fe-La/Peel biosorbent dual nanocomposites |
| 3.2.6 Fabrication of Ni@PeeI biosorbent-metallic nanocomposite |
| 3.2.7 Fabrication of Ni-La@Peel biosorbent-metallic nanocomposite |
| 3.3 Adsorption experiment |
| 3.4 Boehm titration method |
| 3.4.1 Calculations |
| 3.5 Characterization of different types of biosorbents |
| 3.5.1 Scanning electronic microscopy |
| 3.5.2 Fourier-transformed infrared spectra (FT-IR) |
| 3.5.3 X-ray photoelectronic spectroscopy (XPS) |
| 3.5.4 Metal Leaching |
| 3.5.5 X- ray diffraction (XRD) |
| 3.5.6 BET surface area |
| 3.5.7 Thermal gravimetric analysis (TGA) |
| Chapter 4. Adsorptive Removal of Phosphate by the Bimetallic Hydroxide Nanocomposites Adsorbent Embedded in Pomegranate Peel |
| 4.1 Introduction |
| 4.2 Batch adsorption tests |
| 4.3 Structural adsorbents characterizations |
| 4.4 Kinetics adsorption |
| 4.5 Influences of pH |
| 4.6 Isotherm adsorption |
| 4.7 Influences of ionic strength and HA |
| 4.8. Reusability of adsorbents |
| 4.9 Summary |
| Chapter 5. Highly Efficient Removal of Phosphate from Water Solution via Pomegranate Peel Co-Doping with Ferric Chloride and Lanthanum Hydroxide Nanocomposite Material |
| 5.1 Introduction |
| 5.2 Batch adsorption experiments |
| 5.3 Characterizatio |
| 5.3.1 XRD, SEM and BET determines |
| 5.3.2 XPS analysis |
| 5.3.3 FTIR and TGA analyses |
| 5.4 Kinetics and isothermals measurement |
| 5.5 Influences of solution pH |
| 5.6 Influences of electrolytes |
| 5.7 Adsorption mechanism |
| 5.8. Regenerations of adsorbents (La/Peel and Fe-La/Peel) |
| 5.9 Summary |
| Chapter 6. Enhanced Removals of Phosphate Uptake using Pomegranate Peel Modified Magnetic Nickel/Lanthanum Metals |
| 6.1 Introduction |
| 6.2 Experimental conditions and procedure |
| 6.3 Results and discussions |
| 6.3.1 XRD, SEM and BET characterizations |
| 6.3.2 XPS analysis |
| 6.3.3 FTIRand TGAanalyses |
| 6.4 Kinetics adsorption |
| 6.5 Isothermals adsorption of phosphate onto Ni-La@Peel |
| 6.6 Influence of pH |
| 6.7 Influence of electrolytes on phosphate uptake on Ni-La@Peel |
| 6.8 Adsorption mechanism of Ni-La@Peel adsorbent |
| 6.9 Reusability of Ni-La@Peel |
| 6.10 Summary |
| Chapter 7. Conclusions, Innovations and Prospects |
| 7.1 Conclusions |
| 7.2 Innovations |
| 7.3 Prospects |
| References |
| Acknowledgement |
| Publications |
| 附件 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（6）改进活性污泥技术去除废水中新兴污染物的研究及应用（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 水污染现状 |
| 1.1.1 水污染的危害 |
| 1.1.2 物理化学法在废水处理中的应用 |
| 1.1.3 生物修复在废水处理中的应用 |
| 1.2 废水中新兴污染物 |
| 1.2.1 新兴污染物的污染现状 |
| 1.2.2 新兴污染物的治理方法 |
| 1.3 活性污泥技术去除新兴污染物 |
| 1.4 生物强化技术 |
| 1.5 细胞表面展示技术 |
| 1.5.1 细胞表面展示技术的原理 |
| 1.5.2 细胞表面展示技术的环境应用 |
| 1.6 好氧颗粒污泥技术 |
| 1.7 研究内容及意义 |
| 1.7.1 全氟辛烷磺酸在SBR系统中的命运和行为 |
| 1.7.2 生物强化MBR同时去除纺织废水中孔雀石绿和Cr(VI) |
| 1.7.3 黑曲霉菌丝好氧颗粒污泥处理复合抗生素制药废水 |
| 第二章 全氟辛烷磺酸在序批式活性污泥反应器中的命运和行为 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 化学药品,活性污泥和废水 |
| 2.2.2 活性污泥反应器的运行 |
| 2.2.3 吸附动力学和等温线的测定 |
| 2.2.4 从活性污泥中提取PFOS,SMP和 EPS |
| 2.2.5 分析方法 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 常规活性污泥系统中的PFOS去除 |
| 2.3.2 PFOS在活性污泥上的吸附动力学和等温曲线 |
| 2.3.3 PFOS对活性污泥反应器性能的影响 |
| 2.3.4 PFOS对活性污泥特性的影响 |
| 2.3.5 PFOS对 SMP和 EPS释放的影响 |
| 2.3.6 PFOS对活性污泥微生物群落的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 生物强化MBR同时去除纺织废水中孔雀石绿和六价铬 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 菌株富集,分离和鉴定 |
| 3.2.3 MG的生物降解和Cr(VI)去除的评估 |
| 3.2.4 MBR中的生物强化测试 |
| 3.2.5 LZ-MG14-gfp的定量和微生物群落结构分析 |
| 3.2.6 分析方法 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 LZ-MG14 的分离与鉴定 |
| 3.3.2 LZ-MG14 修复MG和 Cr(VI)的表征 |
| 3.3.3 LZ-MG14 去除MG和 Cr(VI)的潜在机制 |
| 3.3.4 生物强化MBR处理含MG和 Cr(VI)的实际纺织废水 |
| 3.3.5 LZ-MG14 菌株在活性污泥中的定殖 |
| 3.3.6 MBR中微生物群落概况 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 使用菌丝好氧颗粒污泥处理含复合抗生素的制药废水 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 化学药品,菌株和培养基 |
| 4.2.2 β-内酰胺酶细胞表面展示质粒的构建 |
| 4.2.3 菌丝表面β-内酰胺酶的检测 |
| 4.2.4 β-内酰胺酶活性测定 |
| 4.2.5 β-内酰胺类抗生素降解的表征 |
| 4.2.6 β-内酰胺类抗生素在制药废水中的降解 |
| 4.2.7 分析方法 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 β-内酰胺酶在细胞壁表面的锚定 |
| 4.3.2 β-内酰胺酶活性测定 |
| 4.3.3 A.niger-Bla降解β-内酰胺类抗生素 |
| 4.3.4 A.niger-Bla降解β-内酰胺抗生素的潜在机制 |
| 4.3.5 A.niger-Bla好氧颗粒污泥处理实际制药废水 |
| 4.3.6 菌丝AGS的特征分析 |
| 4.3.7 生物反应器中的微生物群落概况 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 文中专业名词及缩写词表 |
| 在学期间的研究成果 |
| 一、发表论文 |
| 二、参与课题 |
| 致谢 |
（7）尼日利亚三个油田区土壤微生物群落对石油污染的响应及其降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| Chapter 1 General Introduction |
| 1.1 Petroleum exploration in Nigeria |
| 1.2 Statement of the problem |
| 1.2.1 The current state of land oil spills in Nigeria |
| 1.2.2 Impacts of land oil spills on the environment in the Niger Delta region of Nigeria |
| 1.3 The role of microbial communities in the remediation approaches to spill sites and the underlying soil physicochemical properties |
| 1.3.1 Emohua Community:remediation(in-situ non-supplemented RENA) |
| 1.3.2 Ikarama Community,oil spill remediation(in-situ non-supplemented RENA) |
| 1.3.3 Rumuekpe Community,spill remediation(in-situ supplemented RENA) |
| 1.3.4 Asamabiri Communities(onsite ex-situ supplemented RENA) |
| 1.3.5 Ogoniland communities,Rivers state spill remediation(in-situ fertilizer supplemented RENA) |
| 1.3.6 B-Dere and Ejama Ogoni Communities(onsite in-situ and ex-situ supplemented RENA) |
| 1.4 Aims of the Research |
| 1.5 Objectives |
| Chapter 2 Petroleum Contamination Significantly Changes Soil Microbial Communities in Three Oilfield Locations in Delta State,Nigeria |
| 2.1 Introduction |
| 2.1.1 Microbial dynamics and abundance in petroleum contaminated soils in Nigeria |
| 2.1.2 Distinct environmental factors influencing soil microbial communities |
| 2.1.3 Significance and purpose of the study |
| 2.2 Materials and Methods |
| 2.2.1 Chemicals and instruments |
| 2.2.2 Characteristics of the study sites |
| 2.2.3 Soil sample collection |
| 2.2.4 Soil physicochemical analysis |
| 2.2.5 GC-MS analysis of crude oil samples |
| 2.2.6 DNA extraction and r RNA amplicon sequencing |
| 2.2.7 Statistical analysis |
| 2.3 Results |
| 2.3.1 Dissimilarities in the soil physicochemical properties |
| 2.3.2 Petroleum organic components of UT,UE,and UE oil samples |
| 2.3.3 Variation in the number of OTUs andα-diversity of microbial communities in the soils |
| 2.3.4 Variation in bacterial and fungal community structure in the soil |
| 2.3.5 The responses of microbial communities to soil properties |
| 2.3.6 Correlation between bacterial and fungal community relationship to soil physicochemical properties |
| 2.3.7 Functional predictive analysis of bacteria communities |
| 2.4 Discussion |
| 2.4.1 Petroleum contamination relationship with soil physicochemical properties |
| 2.4.2 Dominant microbial community lineage and connection with petroleum contaminated soils |
| 2.4.3 The link between key soil properties to microbial diversity |
| 2.4.4 Relationships between petroleum compounds and microbial composition |
| 2.4.5 Comparative functional profiling |
| 2.5 Conclusion |
| Chapter 3 Comparative Study of Microbial Communities in Petroleum Contaminated Soils Between China and Nigeria |
| 3.1 Introduction |
| 3.1.1 Significance of study |
| 3.2 Results and Discussion |
| 3.2.1 Microbial community structures and interaction with hydrocarbons in contaminated sites in China |
| 3.3 Soil physicochemical properties |
| 3.3.1 Variations in soil physicochemical properties that shaped microbial communities in the petroleum-contaminated soils |
| 3.4 Conclusion |
| Chapter 4 Isolation and Characterization of Petroleum Degrading Strains from Soils of Utorogu(UT),Ugheli West (UW),And Ugheli East (UE)Oilfields in Nigeria |
| 4.1 Introduction |
| 4.1.1 Component composition of crude oil and its toxicity |
| 4.1.2 Aromatic hydrocarbon |
| 4.2 Degradation capabilities of isolated strains from petroleum contaminated soils in Nigeria |
| 4.3 Redox indicator screening for hydrocarbon degradation bacteria using2,6-Dichlorophenol Indophenol(DCPIP) |
| 4.4 Significance and purpose of the study |
| 4.5 Materials and Methods |
| 4.5.1 Chemicals |
| 4.5.2 Glassware and instruments |
| 4.5.3 Isolation of bacterial strains from contaminated soils |
| 4.5.4 Colorimetric screening test for the utilization of petroleum hydrocarbons |
| 4.5.5 Identification of isolated strains with degradation capabilities |
| 4.5.6 Crude oil degradation test of selected strains |
| 4.6 Results |
| 4.6.1 DCPIP colorimetric assay of isolated strains |
| 4.6.2 Crude oil degradation capabilities of isolated strains |
| 4.7 Discussion |
| 4.7.1 DCPIP degradation screening of isolated strains |
| 4.7.2 UT crude oil degradation and biomass growth |
| 4.7.3 UE crude oil degradation and biomass growth |
| 4.7.4 UW crude oil degradation and biomass growth |
| 4.8 Conclusion |
| Chapter 5 Discussion and Conclusion |
| 5.1 Introduction |
| 5.2 Petroleum exploration and impact in Nigeria |
| 5.2.1 Oil spills impact and its environmental and health concern in Nigeria |
| 5.3 Microbial response to petroleum contamination and soil physicochemical properties from three oilfields in Nigeria |
| 5.3.1 Petroleum contamination associated changes on microbial structures |
| 5.4 Contrastive microbial responses to petroleum contamination in China and Nigeria |
| 5.4.1 Differences in oilfield distribution in China and Nigeria |
| 5.4.2 Comparative analysis of predominant communities in petroleum contaminated soils in China and Nigeria |
| 5.4.3 Degradation capabilities differences among isolated strains and hydrocarbon preference |
| 5.4.4 Soil physicochemical properties that shape microbial communities |
| 5.5 Degradation capabilities of isolated strains from contaminated oilfields |
| 5.5.1 Degradation assay using DCPIP and crude oil |
| 5.5.2 Hydrocarbon compound utilization by isolated strains |
| 5.6 Recommendations for further studies |
| Acknowledgements |
| Reference |
| Research Achievements during the study period |
（8）黄曲霉A5p1脱色多类型染料的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 染料废水概述 |
| 1.1.1 染料简介 |
| 1.1.2 染料废水的特点及危害 |
| 1.2 染料废水的处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 真菌活菌体脱色染料的研究概况 |
| 1.3.1 降解特性研究 |
| 1.3.2 降解机理研究 |
| 1.4 真菌非活性菌体脱色染料的研究概况 |
| 1.4.1 吸附特性研究 |
| 1.4.2 吸附机理研究 |
| 1.5 研究课题简介 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究目的和意义 |
| 1.5.3 本文主要工作 |
| 第二章 黄曲霉活菌体脱色多类型染料的基本特性 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌种来源 |
| 2.1.2 培养基及模拟染料废水 |
| 2.1.3 实验试剂及设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 活菌体对染料的脱色 |
| 2.2.2 非活性菌体对染料的脱色 |
| 2.2.3 粗酶液对染料的脱色 |
| 2.2.4 不同初始p H对染料脱色的影响 |
| 2.2.5 染料初始浓度对染料脱色的影响 |
| 2.2.6 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 黄曲霉A5p1 脱色染料种类的广谱性 |
| 2.3.2 黄曲霉A5p1 脱色染料的主要机制 |
| 2.3.3 不同初始p H对染料脱色的影响 |
| 2.3.4 初始染料浓度对染料脱色的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 黄曲霉活菌体对染料的降解机理研究 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 菌种来源 |
| 3.1.2 培养基及模拟染料废水 |
| 3.1.3 实验试剂及设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 染料脱色实验 |
| 3.2.2 碳源对染料脱色的影响 |
| 3.2.3 温度对染料脱色的影响 |
| 3.2.4 脱色过程中的酶分析 |
| 3.2.5 酶抑制剂对染料脱色的影响 |
| 3.2.6 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 碳源对黄曲霉A5p1 降解染料的影响 |
| 3.3.2 温度对黄曲霉A5p1 降解染料的影响 |
| 3.3.3 黄曲霉A5p1 降解DB71 的酶系分析 |
| 3.3.4 黄曲霉A5p1 降解DB86 的酶系分析 |
| 3.3.5 黄曲霉A5p1 降解RB19 的酶系分析 |
| 3.3.6 黄曲霉A5p1 降解DB71 的产物分析 |
| 3.3.7 黄曲霉A5p1 降解DB86 的产物分析 |
| 3.3.8 黄曲霉A5p1 降解RB19 的产物分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 黄曲霉活菌体应用于生物反应器脱色染料的效果研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 菌种来源 |
| 4.1.2 培养基及模拟染料废水 |
| 4.1.3 实验试剂及设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 菌株对混合染料的脱色 |
| 4.2.2 菌体细胞的制备 |
| 4.2.3 生物反应器的运行 |
| 4.2.4 生物反应器稳定性考察 |
| 4.2.5 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 黄曲霉A5p1 对混合染料的脱色 |
| 4.3.2 生物反应器处理单一染料废水效果研究 |
| 4.3.3 生物反应器处理混合染料废水效果研究 |
| 4.3.4 进水负荷对生物反应器的影响 |
| 4.3.5 水力停留时间对生物反应器的影响 |
| 4.3.6 进水p H值对生物反应器的影响 |
| 4.3.7 连续改变反应条件进对生物反应器的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 黄曲霉非活性菌体对染料的吸附机理研究 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 菌种来源 |
| 5.1.2 培养基及模拟染料废水 |
| 5.1.3 实验试剂及设备 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 生物吸附剂的制备 |
| 5.2.2 吸附实验 |
| 5.2.3 数学模型 |
| 5.2.4 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 生物吸附剂预处理方式 |
| 5.3.2 温度对染料吸附的影响 |
| 5.3.3 染料浓度对吸附的影响 |
| 5.3.4 溶液p H值对染料吸附的影响 |
| 5.3.5 吸附机制 |
| 5.3.6 吸附等温线 |
| 5.3.7 吸附动力学 |
| 5.3.8 热力学参数 |
| 5.3.9 染料吸附位置 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
| 附录 |
| A.1 染料的分子结构 |
| A.2 染料降解前后紫外可见图谱 |
| A.3 染料降解产物质谱图 |
| A.4 黄曲霉生物反应器 |
| A.5 生物反应器停止时黄曲霉菌体的脱色能力 |
| A.6 符号说明 |
| A.7 菌体表面孔径及比表面积 |
（9）剩余污泥碱性发酵液碳回收及脱水能力改善策略的机制研究（论文提纲范文）
| Abstract |
| 摘要 |
| Chapter1.Background |
| 1.1 General motivation and research problem description |
| 1.1.1 The alkaline fermentation advantage |
| 1.1.2 The alkaline fermentation disadvantages |
| 1.2 Research objectives and structure of the thesis |
| Chapter2.Literature review |
| 2.1 Principle of waste activated sludge anaerobic fermentation |
| 2.1.1 Process operating parameters for anaerobic fermentation |
| 2.1.2 Ex-situ pretreatment for improvement of anaerobic fermentation performance |
| 2.1.3 Process controlling for VFAs production |
| 2.1.4 The process controlling at p H10.00 alkaline fermentation |
| 2.2 Fermented supernatant VFAs application for biological nutrient removal |
| 2.2.1 The research development and applications of fermented supernatant VFAs |
| 2.2.2 Case studies of WAS anaerobic fermentation |
| 2.3 Fate of recalcitrant organics,phosphorus,and nitrogen during alkaline fermentation |
| 2.3.1 Fate of recalcitrant organics during alkaline fermentation |
| 2.3.2 Fate of phosphorus during alkaline fermentation |
| 2.3.3 Fate of nitrogen during alkaline fermentation |
| 2.4 The dewatering ability of anaerobic fermented sludge |
| 2.4.1 Dewatering of sewage sludge |
| 2.4.2 The dewatering ability of fermented sludge and alkaline processed fermented sludge |
| 2.5 The magnesium addition and acidification effects during anaerobic fermentation |
| 2.5.1 Magnesium effects during WAS anaerobic fermentation |
| 2.5.2 The pH influence during WAS anaerobic fermentation |
| Chapter3.Multiple uses of magnesium chloride during waste activated sludge alkaline fermentation |
| 3.1 Introduction |
| 3.2 Materials and methods |
| 3.2.1 Preparation of the waste activated sludge |
| 3.2.2 Alkaline fermentation batch tests |
| 3.2.3 Analytical methods |
| 3.3 Results and discussion |
| 3.3.1 The effect of different MgCl_2 concentrations on alkaline fermentation performance |
| 3.3.2 The effects of different MgCl_2 concentrations on nutrient removal |
| 3.3.3 Magnesium chloride effect on sludge dewatering |
| 3.3.4 Magnesium chloride addition effect on rheological properties of digested sludge |
| 3.3.5 Implication of this work |
| 3.4 Conclusion |
| Chapter4.Three birds with one stone:Lower volatile fatty acids(VFAs)reduction,higher phosphorus(P)removal,and lower alkal consumption via magnesium dosing after waste activated sludge(WAS)alkaline fermentation |
| 4.1 Introduction |
| 4.2 Materials and methods |
| 4.2.1 Characteristics of WAS |
| 4.2.2 Batch tests of WAS alkaline fermentation |
| 4.2.3 Extracellular polymeric substances(EPS)extraction and analysis |
| 4.2.4 Sludge dewaterability test |
| 4.2.5 Analytical methods |
| 4.2.6 Data analysis |
| 4.3 Result and Discussion |
| 4.3.1 Effects of magnesium dosing time and methods on the performance of alkaline sludge fermentation |
| 4.3.2 Dynamic changes of PO43- -P and NH4+ -N with different magnesium dosing methods and times during alkaline fermentation |
| 4.3.3 The effect of dosing times and methods of magnesium addition on fermented sludge dewaterability |
| 4.3.4 Implications |
| 4.4 Conclusion |
| Chapter5.The comprehensive comparison of acidic and alkaline in-situ treatment for VFAs production during waste activated sludge anaerobic fermentation |
| 5.1 Introduction |
| 5.2 Materials and experiment work |
| 5.2.1.Waste activated sludge preparation |
| 5.2.2.Batch test of anaerobic fermentation |
| 5.2.3.Analytical methods |
| 5.2.4.Sludge dewaterability measurement |
| 5.2.5.Statistical analysis |
| 5.3 Result and Discussion |
| 5.3.1 The different regulated p H’s impact on fermentation performance |
| 5.3.2 The fermented sludge dewaterability behavior |
| 5.3.3 The difference pH regulation impacts on filtrate supernatant nutrient |
| 5.3.4 The metal release |
| 5.3.5.Implication of the work |
| 5.4 Conclusion |
| Chapter6.A novel strategy to simultaneously improve VFAs purity,phosphorus(P)removal efficiency,and fermented sludge dewaterability during waste activated sludge fermentation |
| 6.1 Introduction |
| 6.2 Materials and methods |
| 6.2.1 Waste activated sludge preparation |
| 6.2.2 Batch scale fermentation |
| 6.2.3 Sludge dewaterability behavior measurement |
| 6.2.4 Analytical methods |
| 6.2.5 Statistical analysis |
| 6.3 Result and discussion |
| 6.3.1 The impacts of p H decrease to the alkaline fermentation performance |
| 6.3.2 The impact of different p H control treatments on P release |
| 6.3.3 The sludge dewaterability behavior |
| 6.3.4 Implications of this work |
| 6.4 Conclusion |
| Chapter7.Conclusion and recommendation |
| 7.1 Conclusion |
| 7.2 Recommendation |
| References |
| Published articles while studying for Ph.D |
| Acknowledgment |
四、Bioaugmentation: a new strategy for removal of recalcitrant compounds in wastewater—a case study of quinoline（论文参考文献）
- [1]活化过硫酸盐催化氧化和固定化漆酶生物降解双酚A[D]. Abdul Latif. 安徽农业大学, 2021(01)
- [2]基于真菌固定化技术的多环芳烃污染土壤的生物修复研究[D]. 李启虔. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2021(01)
- [3]微藻生物膜对氧化胁迫的抗氧化响应及其污染物去除的效能[D]. Adamu Yunusa Ugya. 吉林大学, 2021(01)
- [4]七大河流中优先控制药物毒性分析及其源头削减工艺评估[D]. 李燕. 哈尔滨工业大学, 2021
- [5]生物质纳米复合材料对水中磷酸盐的去除效能及其机理研究[D]. Muhammad Akram Sathio. 山东大学, 2021
- [6]改进活性污泥技术去除废水中新兴污染物的研究及应用[D]. 季晶. 兰州大学, 2021(09)
- [7]尼日利亚三个油田区土壤微生物群落对石油污染的响应及其降解研究[D]. MACDONALD OGORM MAFIANA. 兰州交通大学, 2021(01)
- [8]黄曲霉A5p1脱色多类型染料的研究[D]. 程宁. 广西大学, 2020
- [9]剩余污泥碱性发酵液碳回收及脱水能力改善策略的机制研究[D]. Roby Ruhyadi. 南京师范大学, 2020(06)
- [10]Performance evaluation of microbial fuel cell for landfill leachate treatment: Research updates and synergistic effects of hybrid systems[J]. Khaled Elmaadawy,Bingchuan Liu,Jingping Hu,Huijie Hou,Jiakuan Yang. Journal of Environmental Sciences, 2020(10)