一、应用双层平板技术评估海水沉积物中多环芳烃-芘的污染研究（论文文献综述）
蔡泽富[1]（2021）在《文昌主要海草床微生物群落特征及两类陆源污染物与弧菌对泰来草细菌群落影响的研究》文中认为近年来,海南文昌海草床受陆源污染的影响出现了显着退化。微生物群落是保障海草健康生存的关键因子之一。不过,陆源污染物对海草微生物群落影响的研究未见报道。因此,本研究采用野外调查及室内胁迫相结合的方法,分析海南文昌主要海草床的微生物群落群落结构,在此基础上进一步确定了该区域优势种泰来草（Thalassia hemprichii）核心细菌群落的组成,最后研究饲料浸出液、硝基呋喃类抗生素和哈维氏弧菌（Vibrio harveyi）对泰来草细菌群落的影响。主要研究结果如下:长圮港海草床中根际细菌群落α-生物多样性最高,其根表和沉积物较高,叶表较低,海水最低。长圮港海草细菌群落结构与海草种类有关。不同区域海草的相同生态位中常存在相同或相似的主要微生物类群。泰来草叶表核心细菌包括产丙酸菌属（Propionigenium）、海命菌属（Marivita）和弧菌属（Vibrio）等43个属,根表核心细菌包括脱硫八叠球菌属（Desulfosarcina）、脱硫球菌属（Desulfococcus）和弧菌属等45个属。红杆菌科是维持海草叶表健康的重要核心细菌类群。脱硫球茎菌科厌氧细菌存在于海草叶表,是由于大量附着物在叶表形成厌氧环境所致。海草根表着色菌目核心细菌类群具备氧化硫化物、去除无机氮和降低弧菌等重要功能。饲料浸出液对泰来草细菌群落的α-生物多样性影响影响不显着,显着改变泰来草叶表和叶内微生物群落结构,但是对根表细菌群落结构的影响较小。氨盐和磷酸盐是促进泰来草叶表拟杆菌目和弧菌属细菌、脱硫球茎菌科和脱硫杆菌科细菌的增殖的重要环境因子。泰来草叶表拟杆菌目和弧菌属细菌具有响应铵盐、磷酸盐和有机物等陆源污染物的影响并对其具有净化作用。当陆源有机污染物输入增加时,脱硫球茎菌科和脱硫杆菌科的硫酸盐还原细菌导致海草床环境中硫化物增加,对海草产生毒害。饲料浸出液改变了泰来草叶内细菌群落的结构,促进叶内弧菌属细菌的增殖,以增强硝酸盐还原作用的方式降解饲料浸出液中的硝酸盐。饲料浸出液对泰来草根表细菌群落的结构、核心细菌群落的影响不显着。泰来草细菌群落对高浓度哈维氏弧菌胁迫具有较高的耐受性,由于叶表和根表的假单胞菌抑制了哈维氏弧菌。硝基呋喃类抗生素对泰来草叶表、叶内和根表细菌群落结构影响较小。总之,本研究确定了泰来草核心细菌群落组成,并阐释了饲料浸出液、硝基呋喃类抗生素和哈维氏弧菌对泰来草叶表、叶内和根表细菌群落的影响,为科学评估陆源污染对海草微生物群落的影响提供依据,对近岸海域环境保护具有重要的理论意义和实际价值。
周娟[2]（2021）在《洱海流域湖泊沉积物中多环芳烃的来源解析与毒性风险评价》文中研究表明
庄康[3]（2021）在《南海岛礁海域细菌群落特征及柴油降解菌特性分析》文中研究表明
张文萍[4]（2021）在《太湖流域沉积物中PAEs和OPEs的污染特征及生态风险评价》文中研究表明邻苯二甲酸酯（phthalic acid esters,PAEs）和有机磷酸酯（organophosphate esters,OPEs）是两类典型的人工合成塑料添加剂,广泛应用于各种生活用品和工业产品中。研究表明,PAEs和OPEs普遍具有内分泌干扰效应和致畸、致癌、致突变等毒性效应,影响生态系统平衡,威胁人类健康,其在环境中的污染特征、迁移转化以及生态风险引起了广泛关注。本文以太湖流域为研究区域,分析了太湖环湖河流、湖体及常州市主要河流表层沉积物样品,探究PAEs和OPEs的污染水平、空间分布特征及来源,同时通过对太湖湖体沉积物柱状样的分析探究其垂直分布特征和污染历史,最后采用风险熵的方法进行生态风险评价,主要研究工作和结果如下:（1）太湖流域表层沉积物和柱状沉积物中PAEs总浓度（ΣPAEs）范围分别为1117.40～18710.79 ng·g-1和328.65～5218.82 ng·g-1。湖体浓度显着高于环湖河流,常州市河流中ΣPAEs与对应下游地区（竺山湾）的入湖河流浓度相当,邻苯二甲酸二正丁酯（DBP）是太湖流域沉积物中的主要PAEs。太湖北部ΣPAEs浓度最高,其次为东部和西部,南部污染程度最低,这与对应地区人口数量和工业企业发展水平密切相关,柱状沉积物中PAEs浓度的急剧变化也与对应时期经济发展状况相关。（2）太湖流域表层沉积物和柱状沉积物中OPEs总浓度（ΣOPEs）范围分别为22.65～326.84 ng·g-1和30.09～332.32 ng·g-1。湖体浓度略高于环湖河流,常州市河流中ΣOPEs与对应下游地区（竺山湾）的入湖河流浓度相当。环湖河流表层沉积物以磷酸三正丁酯（Tn BP）为主,湖泊及常州市河流表层沉积物以磷酸三丁氧乙基酯（TBEP）为主,湖泊和河流的OPEs组成基本一致,河流输入可能是太湖中OPEs的一个主要来源。OPEs在太湖西北部的污染更为严重,这与该地区OPEs相关工业企业的大量分布相关。源解析结果表明,污水排放、交通排放和大气沉降是太湖沉积物OPEs的可能来源。沉积物柱状样中OPEs的组成随取样地点的不同而不同,太湖北部的OPEs种类多于太湖南部。（3）采用风险熵的方法对PAEs和OPEs在太湖流域的生态风险进行评价,通过评估因子法（AF）或物种敏感度曲线法（SSD）得到各个单体化合物的预测无效应浓度。基于SSD法评价的各个PAEs中,DBP在太湖流域存在中等生态风险或较低生态风险,而DEHP、DMP和DEP不存在生态风险。基于AF评价的DIBP在部分点位存在高生态风险,在大部分地区存在中等生态风险。对于OPEs来说,基于SSD法评价的各个OPEs均不存在生态风险。基于AF法评价的OPEs中,2-乙基己基二苯基磷酸酯（EHDPP）的生态风险最高,EHDPP和TBEP在大部分地区存在较低生态风险。高风险点和高风险污染物需引起进一步重视。
马香菊[5]（2021）在《天津滨海人工湿地细菌种群特征及氮降解菌筛选》文中认为滨海人工湿地以其独特的地理位置及特有的水质净化特点,成为入海污染物控制和近海海域富营养化防治的最后一道关口,也使得在人工湿地去除氮过程中发挥关键作用的细菌种群特征研究及氮降解菌的脱氮性能研究更具现实指导意义。基于此,选取位于海河入海口南侧滩涂浅海区的天津临港滨海人工湿地公园为研究区域,利用高通量测序技术探究整体的细菌种群特征及时空差异,并进一步以bamo A和nir（nir K和nir S）基因作为分子标记,分析硝化和反硝化功能菌的种群特征,并在实验室富集、分离、筛选出湿地水体中的氮降解优势菌,通过形态观察、生理生化指标分析及16S r DNA序列系统发育树鉴定菌种,并探究菌株对湿地原水的降解效能,得到主要结果如下:不同季节芦苇根系上覆水和沉积物样本的细菌种群分布特征具有差异性,沉积物相比于上覆水在各个季节均具有更高的细菌多样性和丰富度。上覆水和沉积物在四季的第一优势细菌门均为变形菌门,而上覆水中第一优势细菌属存在差异,分别为norank f norank o Chloroplast、norank f Anaerolineaceae、Norank f norank o Chloroplast、黄杆菌属,影响细菌种群分布的主要环境因子分别为温度、NO3-N浓度、NH4-N浓度、p H;沉积物样本四季的第一优势细菌属分别为norank f Anaerolineaceae、norank f norank o norank c Subgroup 6、norank f norank o norank c Subgroup 6、norank f A4b,影响细菌种群分布的主要环境因子分别为NH4-N浓度、COD、COD、p H。沉积物样本中bamo A型硝化菌主要优势细菌属为unclassified k norank d Bacteria和亚硝化单胞菌属,对其丰富度产生显着影响的环境因子为温度和PO4-P浓度;对于nir K和nir S型两种反硝化菌,上覆水和沉积物样本中nir S型的多样性和丰富度高于nir K型,同一基因型反硝化菌,上覆水样本中多样性更高,沉积物样本中丰富度更高;上覆水样本中nir K和nir S型反硝化菌的主要优势属均为unclassified k norank d Bacteria和unclassified p Proteobacteria,相对丰度存在差异,沉积物中nir K型反硝化菌主要优势属为unclassified k norank d Bacteria和unclassified d Unclassified,nir S型为unclassified p Proteobacteria和unclassified k norank d Bacteria;nir K和nir S型反硝化菌的种群分布在上覆水中受环境因子影响更大,nir K型反硝化优势菌与环境因子具有更强的关联性。从芦苇根系上覆水筛选得到4株氮降解优势菌分别鉴定为铜绿假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa）、黏着剑菌（Ensifer adhaerens）、粘质沙雷氏菌（Serratia marcescens）和太平洋芽孢杆菌（Bacillus pacificus）;将4种菌株在5℃、13℃、20℃、27℃、34℃条件下的湿地进水原水中培养,5℃时,细菌长势较弱,其他温度下均得到较好生长;黏着剑菌和太平洋芽孢杆菌表现出对原水NH4-N较高的降解效能,在34℃时降解率最高,分别可达83.9%和74.8%;铜绿假单胞菌、黏着剑菌、粘质沙雷氏菌对NO3-N的最优降解温度均为27℃,太平洋芽孢杆菌为34℃,最优温度下对NO3-N的降解率分别为65.5%、70.2%、67.8%、55.9%,铜绿假单胞菌、黏着剑菌、粘质沙雷氏菌对TN的最优降解温度同样为27℃,太平洋芽孢杆菌为20℃,最优温度下的降解率分别为23.6%、71.7%、34.4%、89.1%。
赵武彩[6]（2021）在《深海热液区沉积物中双酚A降解菌的分离鉴定与降解机制的研究》文中研究说明双酚A（Bisphenol A,BPA）作为环氧树脂和聚碳酸酯的合成单体被广泛用于生产生活中,是一种典型的内分泌干扰物（Endocrine disrupting chemicals,EDCs）。目前,已经在多种环境介质中检测出BPA,BPA会对暴露于其中的生物体造成内分泌干扰、神经毒性、免疫毒性等不利影响。微生物降解BPA是一种经济、环境友好的去除方式,受到了专家学者的广泛关注。由于深海火山喷发形成的热液区具有高压、高温、黑暗、低营养等特征,因此,其中的微生物具有独特的生理机制。本研究利用深海热液区沉积物分离的微生物高效快速降解BPA,且具有耐盐、耐高温的特性,为深海微生物资源应用于环境的潜力评价提供了数据支持,也拓展了BPA降解菌资源库。主要研究结果如下:本研究从大西洋深海热液区沉积物中分离出一株具有BPA降解能力的菌株,经过16S r RNA和基因组测序,该菌株被鉴定为Bacillus altitudinis HQ-51-Ba。使用单因素优化法对BPA降解条件进行优化,发现该菌株对p H值（6-8）、温度（30-40oC）具有很强的适应性,且在培养温度为40oC下具有最大的细菌增殖。优化条件下,接种体积3 m L、葡萄糖浓度0.36 g·L-1、p H值6.0、培养温度30oC,10 mg·L-1的BPA在11 h内完全降解。利用UPLC-HRMS对BPA降解过程中产生的中间产物进行分析,经过鉴定,降解过程产生五种中间产物,分别是4-（2-羟丙基）苯酚（A）、1,2-双（4-羟基苯基）-2-丙醇（可能）（C）、对羟基苯乙酮（HAP）（E）、对羟基苯甲酸（HBA）（G）、2-甲基丁酸（I）,并且依据中间产物提出菌株HQ-51-Ba对BPA的降解途径。对HQ-51-Ba进行基因组测序,并且提交到Gen Bank数据库（登录号:CP0407047）。菌株HQ-51-Ba基因组大小为3.70 Mb,GC含量41.36%,此外还有2个质粒（plasmid A,7.206 Kb;plasmid B,7.089 Kb）,经过预测得到3930个编码序列（Coding sequences,CDS）、21个r RNA基因和70个t RNA基因,其中3131个基因被注释到168个KEGG通路中。通过与已有研究对比获得了2个可能参与菌株HQ-51-Ba的BPA降解过程的基因（cot A和bisd B）,共检测到三种cot A和bisd B降解BPA时的中间产物,分别是2-甲基丁酸、1,2-双（4-羟基苯基）-2-丙醇和4-（2-羟丙基）苯酚。使用获得的细菌上清液与细菌裂解液分别对10 mg·L-1BPA进行降解,24 h内细胞裂解液的降解效率是54.16%,而上清液没有降解效果,表明降解BPA的酶没有分泌型表达,因此我们基于能够潜在降解BPA的两种酶（硫氧还蛋白依赖的巯基过氧化物酶（TDT）和肽聚糖编辑因子PGEF酶（PEF-PGEF））的序列,合成基因,构建载体,经过转化、诱导、表达、纯化获得纯酶,利用获得的纯酶降解BPA,研究结果表明TDT和PEF-PGEF酶单独使用不能降解BPA,但可以促进HQ-51-Ba对BPA的降解。和对照组相比,22 h时降解效率分别提高了12.5%和6.9%。
曲鸽[7]（2021）在《蒙新高原湖区沉积物多环芳烃污染历史与来源分析》文中研究指明乌梁素海和博斯腾湖是我国蒙新高原湖区的典型湖泊,所在地区的经济相对落后,也是我国“一带一路”西部大开发、中蒙俄经济走廊战略建设的重点生态环境脆弱地区。近些年来由于乌梁素海和博斯腾湖经济发展速度较快,环境质量逐步恶化。为了更加充分的了解两大地区的环境污染分布规律探究人类在能源使用上对环境的影响机制及污染历史本文采用实地采样、实验室实验、数据分析等方法以乌梁素海和博斯腾湖沉积物柱状岩芯为研究对象,基于湖泊沉积物柱状岩芯中的PAHs含量,辅以210Pb分析法建立的年代序列、沉积物粒度数据,对两大湖泊沉积物柱状岩芯中的PAHs的污染历史、影响因素及其环境指示意义,并且进行风险评价。同时也相应的研究了两大湖泊PAHs的差异性解释由于地区的自然及人文环境造成的差异性。本文的研究结果如下:（1）乌梁素海16种PAHs单体化合物,平均浓度由高到低依次为:Icd P<Dah A<Bghi P<Ace<Acy<Ant<Ba P<Flu<Ba A<Bb F<Bk F<Chr<Pyr<Flua<Phe,按照环数含量结果2环<6环<5环<4环<3环;博斯腾湖PAHs平均浓度由高依次为:Bghi P<Icd P<Dah A<Ace<Acy<Ba P<Bk F<Na P<Bb F<Flu<Ba A<Chr<Ant<Pyr<Flua<Phe,按照环数含量结果2环<6环<5环<4环<3环。乌梁素海与博斯腾湖PAHs总含量范围在时间尺度上较为一致,属同一污染水平,但由于区域黄河灌溉退水补给,使得乌梁素海污染程度略重于博斯腾湖;两湖区中16种PAHs单体化合物含量均处于中等变异程度,表明两湖PAHs含量变化均受到了自然因素和人为因素双重影响,但博斯腾湖变异系数大体上大于乌梁素海,说明博斯腾湖对人为干扰下的环境变化反应更加敏感。（2）结果数据表明:乌梁素海及博斯腾湖16种PAHs在沉积阶段Ⅰ含量处于较低值,乌梁素海呈快速增加趋势而博斯腾湖增长缓慢。沉积阶段Ⅱ含量有所增加,波动性较大。变化趋势不明显,每5年取均值后对比分析,两者均称快速增长阶段。沉积阶段Ⅲ含量达到最大值但波动较大,均值分析后乌梁素海在此阶段存在下降趋势,而博斯腾湖持续增加但速度变缓。这种现象主要是沉积阶段Ⅰ国家大背景下经济发展相对落后PAHs整体污染较低。乌梁素海所处的东部地区经济开始发展迅速,能源使用增加,PAHs污染快速升高,而博斯腾湖所处的西部内陆地区经济发展存在滞后性导致此阶段PAHs污染增长相对缓慢;沉积阶段Ⅱ国家快速推进西部建设,两地区高污染能源使用均增多,PAHs污染持续加重。沉积阶段Ⅲ国家倡导可持续发展理念,大力开展污染防治工作和清洁能源使用,使得乌梁素海地区PAHs污染程度降低。同时表明在博斯腾湖地区较乌梁素海地区经济水平低,博斯腾湖经济发展时间晚于乌梁素海。乌梁素海和博斯腾湖地区能源使用情况上较为相似,乌梁素海地区石油源挥发或石油运输泄露、汽车尾气排放高于博斯腾湖地区。（3）结合沉积物环境敏感组分相关性结果,确定PAHs入湖途径,通过特征化合物比值法对乌梁素海83年及博斯腾湖73年沉积历史进行源解析,得到两者在PAHs来源种类上相差较大,具体表现为:乌梁素海主要以石油产品燃烧为主,而博斯腾湖以草木煤燃烧来源为主导,但两者的主导比例均逐渐的减小。乌梁素海沉积岩芯中PAHs属于远距离迁移和本地迁移相结合的来源过程,与粒度组分解析出的环境意义较为一致。而博斯腾湖沉积岩芯中PAHs均来自近距离传输迁移。一个地区的经历发展程度可以通过PAHs含量及来源进行指示,从上述结果来源博斯腾湖区域经济相对于乌梁素海区域经济较为落后。（4）运用效应区间低值（ERL）/效应区间中值（ERM）,对博斯腾湖与乌梁素海湖泊沉积物污染物进行分析。结果表明,这两个湖泊中的污染物含量均远小于生态环境风险等级标准ERL,均体现出具有不足10%的概率会对生态环境产生负面生态效应。运用8种致癌致畸的PAHs的毒性当量（Ba A、Chr、Bb F、Bk F、Ba P、Icd P、Dah A、Bghi P）进行生态风险及健康风险评价,结果表明博斯腾湖与乌梁素海均处于潜在生态风险。健康风险评价表明:虽然博斯腾湖湖泊沉积物PAHs在三个阶段显示出明显的上升趋势,但博斯腾湖在致癌致畸性的能力低于乌梁素海致畸致癌作用。
张维荣[8]（2021）在《钢铁厂周边土壤PAHs污染特征及土壤微生物响应》文中认为多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）是一类典型的持久性有机污染物,在自然环境中广泛存在,对人类的身体健康和生态环境都有潜在危害。外源的PAHs污染会对环境中的微生物生态有较大的影响,使微生物的群落结构和多样性产生改变,但从污染环境中筛选PAHs降解菌仍然是目前获得高效降解菌、进行生态修复的有效方法之一。因此,了解环境中PAHs污染特征及微生物信息,对PAHs污染的生态修复有着重要意义。本研究采集了我国六个省份典型钢铁厂周边的污染土壤,测定土壤PAHs污染浓度和相关理化特性,并选择PAHs污染水平和生态风险最高的六个样点,通过PacBio 16S全长扩增子测序和qPCR相结合探究污染土壤中细菌群落结构,同时开展了PAHs降解菌筛选及降解效果的初步研究。主要研究结果如下:（1）在山东济南、浙江杭州、辽宁鞍山、山西太原、四川攀枝花和云南昆明等地区的多个样点中均检出PAHs,浓度范围在1.12-264.20 mg/kg,六个地区样点的PAHs平均浓度大小为山东济南（3.86±3.16 mg/kg）<浙江杭州（4.13±4.28mg/kg）<辽宁鞍山（10.39±2.89 mg/kg）<山西太原（11.67±4.45 mg/kg）<四川攀枝花（19.07±5.34 mg/kg）<云南昆明（130.24±106.70 mg/kg）,逐步回归分析发现土壤有机碳是PAHs残留的主控因子;内梅罗指数评价法表明济南、杭州和鞍山土样的PAHs污染较轻,但太原、攀枝花和昆明样点污染较严重;通过苯并[a]芘毒性当量生态风险评价发现多个土壤点位中的TEQBa P值超过规定风险值（0.55 mg/kg）,表明PAHs污染已构成潜在的生态风险。（2）对钢铁厂污染水平和生态风险最高的土样进行PacBio细菌16S全长扩增子测序,发现各土样中均存在典型的PAHs降解功能菌属和菌种,如Lysobacter、Marinobacter、Kocuria、Pseudarthrobacter等菌属和Bacillus megaterium、Lysobacter yangpyeongensis等菌种,高分子量PAHs污染严重的昆明样点中发现了更多的PAHs降解功能菌属;结合qPCR分析细菌的绝对含量,发现在PAHs污染严重的土壤中Lysobacter和Haliangium等PAHs降解菌的相对丰度低但其绝对含量较高;太原土壤中微生物群落多样性和丰富度最低、杭州土壤最高,土壤微生物共发生网络分析表明Ellin6067、Kocuria、Planomicrobium、RB41、Salinimicrobium、Marinobacter和Pseudoxanthomonas等PAHs降解菌是供试土壤微生物群落中的关键菌属。（3）从云南昆明、四川攀枝花、辽宁鞍山已测序的土壤样品中筛选分离到16株菲/芘降解菌,但山东济南、浙江杭州、山西太原等土样中未筛得降解菌,纯化后的菌株7天内菲（100 mg/L）、芘（50 mg/L）降解率分别为2.29%-95.96%、1.68%-24.26%;16S r RNA基因测序发现所获降解菌主要为Rhodococcus、Pseudarthrobacter、Pseudoxanthomonas、Mycolicibacterium、Microbacterium、Nocardioides、Streptomyces、Variovorax、Ensifer、Paenarthrobacter等十个菌属,除Mycolicibacterium和Paenarthrobacter外,其余菌属在Pacbio测序结果中均有对应,且在种水平上菌株WR3（Ensifer adhaerens）和WR22（Mycolicibacterium gilvum）在对应土壤细菌测序结果中均有检出;功能基因多样性鉴定发现,获得的降解菌株含有RHDα-GP、nid A、nid B、nar Aa、ndo、pdo等多种功能基因。
康赛[9]（2021）在《尿液膜蒸馏性能评估与膜污染机制研究》文中指出随着空间站和深空探测活动的快速发展,循环式密闭生保系统（CELSS）成为深空探测的一个关键研究,而其中废水的有效处理与回用是CELSS中水循环和回用的关键,特别地,在载荷和空间条件有限的密闭环境中,高浓高盐且性质易变的尿液处理与回用具有极大的挑战性。膜蒸馏（MD）以其显着的耐污染能力和高效的截留特性等优势,在尿液处理中受到广泛关注。本论文采用MD工艺处理尿液,实现水的回收以及盐类、有机物的去除,考察长期存储过程中尿液性质变化及其机制、MD处理尿液的性能评估及污染物削减特征、预处理对MD处理尿液的影响等方面开展了系统的研究,并进行膜污染的机制分析,以期为源分离尿液及特殊空间尿液处理提供技术支撑。主要结论如下:通过系统分析尿液性质,发现其在存储过程中性质变化的关键在于尿素分解及无机共沉淀现象,且随着NH4+-N的积累逐渐出现磷酸盐沉淀向鸟粪石沉淀的转变;DOM组成中,尿素及蛋白类物质降低,而芳香性有机物增加;低分子量有机物降低,但大分子有机物浓度逐渐升高。其中浓H2SO4预处理可抑制尿素水解;陶瓷膜与活性炭可有效去除有机物,且促进尿素的挥发;陶瓷膜对尿素的去除效率高于其他有机物,活性炭对芳香性有机物的去除比例最高。进一步考察了温差和流速对MD性能的影响,在最优条件下,可实现99.1%的盐截留率,92%有机物截留率,此时通量为8.03 kg/m2·h,表明MD在尿液处理中具有极大的潜力,但在MD过程中出现了膜污染,因此采用陶瓷膜和浓H2SO4两种处理方式进行尿液预处理,研究发现,MD对P、DOM和N有着显着的去除效果,尿液原液侧的PO43--P和TP浓度表现为陶瓷膜+MD（MD-T）>酸+MD>尿液MD,表明预处理可削减尿液中的P类污染物,去除率高达99%;其对腐殖质类污染物的去除效果更佳,经MD-T处理后,产水中以蛋白类污染物为主。为进一步分析膜污染形成机制,研究了膜污染形貌、组成及形成机制,尿液MD过程中膜表面附着大量颗粒物或胶连状态的污染物,且有微生物的生长现象,因此其表面为有机-无机-微生物的复合污染,其中有机污染多为蛋白质,无机污染以盐结晶为主。化学清洗剂可实现膜上污染物的有效去除,酸洗可去除膜上的无机盐,碱洗可去除蛋白类、富里酸等有机污染物。综上,本论文对尿液MD进行了系统分析,明确了尿液性质-MD处理性能-膜污染分析等,为空间站中尿液废水的处理提供有效的技术支撑。
张学礼[10]（2021）在《微生物燃料电池中Pseudomonas putida对芳香族污染物的降解与同步产电研究》文中指出芳香族化合物广泛分布在自然环境中,因其具有可远距离迁移、难自然降解和易被生物积累等特性可在地球生态系统中持久存在。大气、土壤及水体中的芳香族污染物对人类健康造成潜在的危害,在某些特定条件下具有强致癌、致畸和致突变性。目前对于芳香族污染物的处理方法主要有物理方法、化学方法和生物方法等,其中生物方法由于其无二次污染、环境友好等优点,被广泛用来处理芳香族污染物。微生物燃料电池（microbiol fuel cell,MFC）是一种将生物降解与电化学技术相结合,利用阳极微生物将污染物中的化学能直接转化成电能的技术。微生物的胞外电子传递是MFC运行和应用的基础。已有报道的胞外电子传递主要有直接接触、中介体介导及纳米线三种方式,但胞外电子传递的机制目前研究还不够深入透彻。恶臭假单胞菌（Pseudomonas putida）可以高效代谢多种芳香化合物,是清除环境中芳香类污染物的最佳选择之一。本论文所用的实验菌株P.putida B6-2是许平教授课题组前期从石油污染土壤中筛选获得。该菌株具有高效降解多种芳香族化合物的能力,对复合污染环境生物修复具有极大潜力。本研究首先以P.putida B6-2为阳极微生物构建MFC,研究其对多种芳香族模式污染物的降解与同步产电。并通过电化学、扫描电镜（scanning electronmicroscope,SEM）和原子力显微镜（atomic force microscope,AFM）初步分析了P.putida B6-2的胞外电子传递途径。在此基础上,通过转录组学数据分析结合分子生物学方法寻找胞外电子传递相关的关键基因并进行功能探究。本论文的主要研究内容和结果如下:1)MFC中P.putida B6-2对不同芳香族污染物的降解与同步产电。以P.putida B6-2为阳极微生物构建MFC,考察了 MFC中P.putida B6-2对多种芳香族模式污染物的降解与同步产电,如联苯（biphenyl,BP）、二苯并噻吩（dibenzothiophene,DBT）和咔唑（carbazole,CA）。实验结果表明,在MFC中P.putida B6-2对BP、DBT和CA都有较强降解能力。以BP为唯一底物时,P.putida B6-2可在200 h内将 462 mg L-1 BP 完全降解;以 BP（462 mg L-1）、DBT（55 mg L-1）和 CA（50 mg L-1）三种混合物为底物时,P.putida B6-2仍可在200 h内将三种物质基本降解完全。此外,以P.putida B6-2为阳极微生物构建的MFC均表现出良好的产电性能。单底物和混合底物构建的MFCs的产电趋势相似,产电周期约为1000 h,在起始阶段,以BP为底物时构建的MFC相较其他三个MFC启动期更短（50 h）。在产电稳定期,以BP、DBT和CA为共底物时构建的MFC产电峰值达到了 473 mV,以BP为底物时的MFC次之（446 mV）,而以BP和CA为共底物时产电峰值只有334 mV。与产电周期相似,MFC的最大功率密度排序如下:以BP、DBT和CA为共底物的MFC（642 mW m-2）>以BP为底物的MFC（550 mW m-2）>以BP和DBT为共底物的MFC（484 mW m-2）>以BP和CA为共底物的MFC（427 mW m-2）。综上所述,以P.putida B6-2为阳极微生物构建的MFC,不仅可以高效降解多种芳香族化合物,还可以实现能源的回收利用。2)P.putida B6-2的胞外电子传递途径初步探究。首先通过电化学的循环伏安方法（cyclic voltammetry,CV）分别考察了阳极生物膜和阳极液的电化学活性。在产电结束期,阳极生物膜的响应电流没有出现明显的氧化还原峰,这表明在MFC中P.putida B6-2可能不利用氧化还原蛋白进行直接的胞外电子传递,而阳极液的CV曲线中出现一对明显的氧化还原峰（-0.1 V和0.2 V）,这表明阳极液中有氧化还原物质,进而推测在MFC中P.putida B6-2可能利用电子中介体进行间接的胞外电子传递。但这对氧化还原峰是在产电结束期才能被观察到。另外,使用SEM研究了稳定期的阳极生物膜。SEM形貌表征结果显示在产电稳定期,阳极生物膜中的P.putida B6-2细胞表面形成致密的纳米线状胞外附属物。之后,利用SEM对产电过程中阳极生物膜的形成过程进行了系统地表征,发现P.putida B6-2细胞表面纳米线伴随着产电过程而形成。结合电化学分析结果和整个产电过程分析推测P.putida B6-2生成的纳米线可能与产电相关。基于以上推测,采用AFM对P.putida B6-2生成的纳米线进行导电性表征,但由于样品处理过程中,纳米线被破坏,未能在AFM下观察到P.putida B6-2生成的纳米线,因此无法直接测定其导电能力。3)P.putida B6-2的转录组测序和差异基因敲除。以P.putida B6-2为实验菌株,BP为底物,分别在摇瓶和MFC条件下进行培养,当MFC处于稳定放电且生物膜生长良好的时期时和摇瓶培养处于对数生长期时分别收集阳极生物膜和摇瓶培养液中P.putida B6-2菌体,提取两种不同条件下的细菌总RNA,进行原核转录组测序。对获得的结果进行分析,推测P.putida B6-2的纳米线状胞外附属物与鞭毛基因fliC相关。之后,利用同源重组技术对fliC进行敲除,将获得的敲除菌株与野生型菌株在MFC条件下进行培养,对两者降解BP情况、产电能力和纳米线生长等指标进行比较,判断鞭毛基因fliC的功能。最后,根据 fliC基因构建回补质粒,将回补质粒转化进入敲除菌株获得回补菌株,筛选、验证,并观察回补菌株的产电性能等参数变化,与敲除菌株和野生型菌株比较,从而进一步确定鞭毛基因fliC与MFC中P.putida B6-2产生的纳米线状胞外附属物相关。综上所述,P.putida B6-2在MFC中不仅可以实现多种芳香族污染物的降解,还可以实现同步产电。此外,通过电化学分析及电镜微观表征等手段,首次发现P.putida B6-2可能通过纳米线实现胞外电子传递过程。经转录组分析、基因敲除等方法,初步确定鞭毛基因fliC可能与P.putida B6-2的纳米线状胞外附属物相关。
二、应用双层平板技术评估海水沉积物中多环芳烃-芘的污染研究（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、应用双层平板技术评估海水沉积物中多环芳烃-芘的污染研究（论文提纲范文）
（1）文昌主要海草床微生物群落特征及两类陆源污染物与弧菌对泰来草细菌群落影响的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 海草床 |
| 1.1.1 海草种类 |
| 1.1.2 海草床分布特征 |
| 1.1.3 海草床重要功能 |
| 1.1.4 海草床面临问题 |
| 1.2 海草床微生物 |
| 1.2.1 海草床微生物群落组成 |
| 1.2.2 海草床不同生境微生物群落 |
| 1.2.3 海草与微生物的相互作用及微生物功能 |
| 1.2.4 海草共生功能体与海草核心微生物组 |
| 1.3 重要环境因子对海草微生物的影响 |
| 1.4 微生物研究方法 |
| 1.4.1 传统微生物研究方法 |
| 1.4.2 分子生物学方法 |
| 1.5 科学问题与研究目的 |
| 2 文昌主要海草床微生物群落的多样性与组成 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 样品采集站点与时间 |
| 2.1.2 样品采集与处理 |
| 2.1.3 总DNA提取与检测 |
| 2.1.4 PCR产物的鉴定、纯化与定量 |
| 2.1.5 构建PE文库与Illumina测序 |
| 2.1.6 实验试剂与仪器 |
| 2.1.7 数据分析方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 采样站点特征 |
| 2.2.2 样品序列分析 |
| 2.2.3 长圮港海草床微生物群落的多样性与组成 |
| 2.2.4 季节与区域对泰来草原核微生物群落的影响 |
| 2.2.5 核心细菌群落组成 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 长圮港海草床微生物群落的多样性与组成 |
| 2.3.2 泰来草核心细菌群落的组成 |
| 3 两类陆源污染物与弧菌对泰来草细菌群落的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 室内胁迫试验 |
| 3.1.2 微生物测序 |
| 3.1.3 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 环境因子的变化 |
| 3.2.2 胁迫处理的泰来草细菌群落分析 |
| 3.2.3 饲料浸出液对泰来草细菌群落的影响 |
| 3.2.4 硝基呋喃类抗生素对泰来草细菌群落的影响 |
| 3.2.5 哈维氏弧菌对泰来草细菌群落的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 饲料浸出液对泰来草细菌群落的影响 |
| 3.3.2 硝基呋喃类抗生素对泰来草细菌群落的影响 |
| 3.3.3 哈维氏弧菌对泰来草细菌群落的影响 |
| 4 结论与展望 |
| 4.1 研究结论 |
| 4.2 研究创新 |
| 4.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 缩略语表 |
| 附录 |
| 致谢 |
（4）太湖流域沉积物中PAEs和OPEs的污染特征及生态风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 邻苯二甲酸酯概述 |
| 1.1.1 邻苯二甲酸酯的理化性质及主要用途 |
| 1.1.2 PAEs在水环境中的污染水平 |
| 1.1.3 PAEs的毒性 |
| 1.2 有机磷酸酯概述 |
| 1.2.1 有机磷酸酯的理化性质及主要用途 |
| 1.2.2OPEs在水环境中的污染水平 |
| 1.2.3OPEs的毒性 |
| 1.3 沉积物中PAEs和OPEs的生态风险及其评价方法 |
| 1.4 太湖流域PAEs和OPEs的研究现状 |
| 1.5 研究目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2 采样点分布及样品采集 |
| 2.3 PAEs和OPEs的前处理及测定 |
| 2.3.1 样品前处理 |
| 2.3.2 仪器测定 |
| 2.4 沉积物有机质含量(foc)测定 |
| 2.5 质量控制/质量保证 |
| 2.6 数据处理 |
| 第3章 太湖流域沉积物中PAEs的污染特征 |
| 3.1 表层沉积物中PAEs的污染水平和组成 |
| 3.2 表层沉积物中PAEs的空间分布特征 |
| 3.3 PAEs的垂直分布特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 太湖流域沉积物中OPEs的污染特征 |
| 4.1 表层沉积物中OPEs的污染水平和组成 |
| 4.2 表层沉积物中OPEs的空间分布特征 |
| 4.3 太湖环湖河流及湖体OPEs的来源解析 |
| 4.3.1 相关性分析 |
| 4.3.2 主成分分析 |
| 4.3.3 正交因子矩阵模型分析 |
| 4.4 太湖环湖河流及湖体OPEs的相间分配 |
| 4.5OPEs的垂直分布特征 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 太湖流域沉积物中PAEs和OPEs的生态风险评价 |
| 5.1 生态风险评价概述 |
| 5.1.1 毒性数据的筛选 |
| 5.1.2 PNEC值的推导 |
| 5.1.3 生态风险表征 |
| 5.2 PAEs的生态风险评价 |
| 5.2.1 PAEs毒性数据的收集及PNEC的推导 |
| 5.2.2 太湖流域表层沉积物中PAEs的生态风险 |
| 5.3OPEs的生态风险评价 |
| 5.3.1OPEs毒性数据的收集及PNEC的推导 |
| 5.3.2 太湖流域表层沉积物中OPEs的生态风险 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 总结与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 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 |
（5）天津滨海人工湿地细菌种群特征及氮降解菌筛选（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 人工湿地发展与应用 |
| 1.2.2 人工湿地净水机理研究 |
| 1.2.3 微生物种群特征分析 |
| 1.2.4 硝化、反硝化功能菌的菌群特征研究 |
| 1.2.5 微生物降解菌的筛选 |
| 1.3 研究目标与内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第2章 滨海湿地公园细菌菌群特征 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 样品来源与采样 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 芦苇根系上覆水理化性质测定 |
| 2.2.2 样品DNA提取 |
| 2.2.3 PCR扩增及测序 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 芦苇根系上覆水理化性质 |
| 2.3.2 测序信息统计 |
| 2.3.3 细菌多样性和丰富度 |
| 2.3.4 上覆水样本各季节细菌种群组成 |
| 2.3.5 沉积物样本各季节细菌种群组成 |
| 2.3.6 上覆水细菌种群分布与环境条件的响应特征 |
| 2.3.7 沉积物细菌种群分布与环境条件的响应特征 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 硝化、反硝化细菌菌群特征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 上覆水理化性质 |
| 3.2.2 PCR扩增结果 |
| 3.2.3 bamoA基因型硝化菌菌群特征 |
| 3.2.4 nir基因型反硝化菌菌群特征 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 细菌多样性和丰富度 |
| 3.3.2 细菌种群组成与环境条件的相关性比较 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 高效优势硝化/反硝化菌的筛选、鉴定及降解效能 |
| 4.1 高效优势硝化、反硝化菌的筛选与鉴定 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 结果 |
| 4.2 氮降解菌对湿地原水的降解效能 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验仪器与试剂 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.4 实验结果 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（6）深海热液区沉积物中双酚A降解菌的分离鉴定与降解机制的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 BPA概述 |
| 1.1.1 BPA的来源及用途 |
| 1.1.2 BPA的理化性质 |
| 1.1.3 BPA的污染现状 |
| 1.1.4 BPA的毒性效应 |
| 1.2 BPA的降解去除技术 |
| 1.2.1 高级化学氧化法 |
| 1.2.2 吸附法 |
| 1.2.3 生物降解及酶降解 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 第二章 BPA降解菌的分离与鉴定 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验样品 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 主要仪器 |
| 2.1.4 培养基 |
| 2.1.5 溶液配制 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 分离BPA降解菌方法 |
| 2.2.2 BPA的检测方法 |
| 2.2.3 16S rRNA分析方法 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 BPA的线性方程 |
| 2.3.2 BPA降解细菌的分离 |
| 2.3.3 系统进化树 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 菌株HQ-51-Ba的降解特性及代谢途径 |
| 3.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 单因素分析方法 |
| 3.2.2 菌体接种物的制备 |
| 3.2.3 代谢产物分析 |
| 3.2.4 仪器分析条件 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 接种量对降解效率的影响 |
| 3.3.2 葡萄糖浓度对降解效率的影响 |
| 3.3.3 pH值对降解效率的影响 |
| 3.3.4 温度对降解效率的影响 |
| 3.3.5 代谢产物分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 菌株基因组测序分析 |
| 4.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.1 测序菌株 |
| 4.1.2 实验药品与仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 基因组DNA提取 |
| 4.2.2 HQ-51-Ba的测序分析和生物信息分析 |
| 4.2.3 BPA降解相关基因分析 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 菌株HQ-51-Ba基因组的获得 |
| 4.3.2 菌株HQ-51-Ba基因组的组装与基因预测 |
| 4.3.3 基因功能注释 |
| 4.3.4 BPA降解相关基因分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 BPA降解基因分析 |
| 5.1 实验试剂与仪器 |
| 5.1.1 实验试剂 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 降解酶的定位 |
| 5.2.2 目标基因的获得与表达 |
| 5.2.3 目标蛋白的纯化 |
| 5.2.4 基因工程酶对BPA的降解 |
| 5.3 实验结果与分析 |
| 5.3.1 BPA降解酶的定位 |
| 5.3.2 基因工程酶对BPA的降解 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 全文总结 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
（7）蒙新高原湖区沉积物多环芳烃污染历史与来源分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景、目的和意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 目的和意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 PAHs污染国内外研究进展 |
| 1.2.2 PAHs源解析国内外研究进展 |
| 1.2.3 人类活动对PAHs污染的影响国内外研究进展 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.3.3 创新点 |
| 第2章 研究区概况与实验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然环境概况 |
| 2.1.2 社会经济概况 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.3 室内化学分析 |
| 2.3.1 PAHs含量测定 |
| 2.3.2 ~(210)Pb和~(137)Cs定年 |
| 2.3.3 粒度测定 |
| 2.3.4 有机碳测定 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 第3章 蒙新高原湖区典型湖泊PAHs含量特征差异性分析 |
| 3.1 乌梁素海PAHs含量特征 |
| 3.1.1 PAHs含量及风险化合物含量描述性分析 |
| 3.1.2 PAHs单体、环数组分相关性分析 |
| 3.2 博斯腾湖PAHs含量特征 |
| 3.2.1 PAHs含量及风险化合物含量描述性分析 |
| 3.2.2 PAHs单体、环数组分相关性分析 |
| 3.3 乌梁素海与博斯腾湖相关性与差异性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 蒙新高原湖区典型湖泊PAHs污染历史重建 |
| 4.1 测年结果分析 |
| 4.2 乌梁素海PAHs污染沉积记录 |
| 4.2.1 沉积阶段划分 |
| 4.2.2 单体及环数垂向分布特征 |
| 4.2.3 历史污染特征分析 |
| 4.3 博斯腾湖PAHs污染沉积记录 |
| 4.3.1 沉积阶段划分 |
| 4.3.2 单体及环数垂向分布特征 |
| 4.3.3 历史污染特征分析 |
| 4.4 乌梁素海与博斯腾湖PAHs污染历史比对分析 |
| 4.4.1 单体及环数对比 |
| 4.4.2 污染历史差异性分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 蒙新高原湖区典型湖泊PAHs来源解析 |
| 5.1 乌梁素海PAHs污染源解析 |
| 5.1.1 PAHs特征比值法判定来源 |
| 5.1.2 乌梁素海PAHs同粒度相关性分析判定来源 |
| 5.2 博斯腾湖PAHs污染源解析 |
| 5.2.1 PAHs特征比值法判定来源 |
| 5.2.2 博斯腾湖PAHs同粒度相关性分析判定来源 |
| 5.3 乌梁素海和博斯腾湖PAHs来源对比 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 蒙新高原湖区PAHs风险评价 |
| 6.1 PAHs生态风险评价 |
| 6.1.1 乌梁素海PAHs生态风险评价 |
| 6.1.2 博斯腾湖PAHs生态风险评价 |
| 6.2 PAHs健康风险评价 |
| 6.2.1 乌梁素海PAHs健康风险评价 |
| 6.2.2 博斯腾湖PAHs健康风险评价 |
| 6.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 主要结论 |
| 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表和参与的论文 |
| 致谢 |
（8）钢铁厂周边土壤PAHs污染特征及土壤微生物响应（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.引言 |
| 1.1 环境中的PAHs |
| 1.1.1 PAHs的来源和环境行为 |
| 1.1.2 我国土壤PAHs污染现状 |
| 1.2 PAHs污染土壤中的微生物响应 |
| 1.2.1 PAHs污染对土壤中微生物α多样性的影响 |
| 1.2.2 PAHs污染对土壤中微生物结构和功能的影响 |
| 1.3 PAHs的微生物降解 |
| 1.3.1 PAHs降解微生物 |
| 1.3.2 PAHs的微生物降解途径和机制 |
| 1.4 论文研究目标和技术路线 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2.钢铁厂周边土壤中PAHs污染特征及风险评价 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 主要试剂和仪器 |
| 2.1.3 土壤理化性质的测定 |
| 2.1.4 土壤中PAHs的提取和测定 |
| 2.1.5 数据分析和统计 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 钢铁厂周边土壤的物理化学特性 |
| 2.2.2 钢铁厂周边土壤中PAHs污染程度 |
| 2.2.3 钢铁厂周边土壤PAHs污染生态风险评价 |
| 2.4 本章小结 |
| 3.钢铁厂周边土壤中的微生物群落分析 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试土壤 |
| 3.1.2 主要试剂和仪器 |
| 3.1.3 土壤总DNA提取及PacBio测序 |
| 3.1.4 土壤中细菌16S r RNA基因含量测定 |
| 3.1.5 PacBio测序数据统计和分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 各样品土壤细菌测序序列质量分析 |
| 3.2.2 钢铁厂周边土壤中细菌的相对丰度 |
| 3.2.3 钢铁厂周边土壤中细菌的绝对含量 |
| 3.2.4 钢铁厂周边土壤细菌群落多样性及网络分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4.钢铁厂周边土壤中PAHs降解功能菌的筛选及特性 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试土壤 |
| 4.1.2 主要试剂和仪器 |
| 4.1.3 降解菌筛选方法 |
| 4.1.4 16S r RNA基因序列分析 |
| 4.1.5 PAHs降解功能基因分析 |
| 4.1.6 PAHs降解效率测定 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 降解菌的筛选及降解作用 |
| 4.2.2 降解菌的种属鉴定 |
| 4.2.3 降解菌的降解功能基因多样性 |
| 4.3 本章小结 |
| 5.研究总结与研究展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.1.1 钢铁厂周边土壤中PAHs污染特征及风险评价结果 |
| 5.1.2 钢铁厂周边土壤中的微生物群落分析 |
| 5.1.3 钢铁厂周边土壤中PAHs降解功能菌的筛选及特性 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间主要学术成果 |
（9）尿液膜蒸馏性能评估与膜污染机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 尿液处理研究与进展 |
| 1.2.1 尿液来源与用途 |
| 1.2.2 尿液性质 |
| 1.2.3 尿液处理现状 |
| 1.3 膜蒸馏简介及其应用 |
| 1.3.1 膜蒸馏简介 |
| 1.3.2 膜蒸馏应用 |
| 1.3.3 膜蒸馏在高氨氮废水中的应用 |
| 1.4 膜蒸馏中氮的形态和传质 |
| 1.4.1 氮的形态 |
| 1.4.2 N的传质研究 |
| 1.5 膜蒸馏膜污染与润湿研究 |
| 1.6 研究意义及内容 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 实验方案 |
| 2.1 实验材料和试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 尿液存储过程性质变化监控 |
| 2.2.2 尿液膜蒸馏研究 |
| 2.2.3 膜蒸馏过程中污染物的削减特征 |
| 2.2.4 膜蒸馏膜污染机制研究 |
| 2.3 分析方法 |
| 第3章 尿液存储过程性质变化及机理研究 |
| 3.1 结果与讨论 |
| 3.1.1 N、P在存储过程中的变化 |
| 3.1.2 DOM在存储过程中的变化 |
| 3.1.2.1 TOC |
| 3.1.2.2 CDOM |
| 3.1.2.3 FDOM |
| 3.1.2.4 有机物分子量 |
| 3.2 本章小结 |
| 第4章 尿液MD的性能评估 |
| 4.1 结果与讨论 |
| 4.1.1 MD工艺参数优化 |
| 4.1.1.1 温度对MD的影响 |
| 4.1.1.2 流速对MD的影响 |
| 4.1.1.3 膜材料对MD的影响 |
| 4.1.2 尿液MD处理效能研究 |
| 4.1.2.1 产水通量和盐截留率 |
| 4.1.2.2 关键污染物 |
| 4.1.3 MD的长期性能研究 |
| 4.1.4 预处理对尿液MD的影响研究 |
| 4.1.4.1 陶瓷膜微滤预处理 |
| 4.1.4.2 酸化预处理 |
| 4.2 本章小结 |
| 第5章 尿液MD过程污染物的削减特征 |
| 5.1 结果与讨论 |
| 5.1.1 尿液MD过程P的变化特征 |
| 5.1.2 尿液MD过程DOM的变化特征 |
| 5.1.3 尿液MD中N的变化特征 |
| 5.1.3.1 尿液MD中N的分布 |
| 5.1.3.2 尿液MD中N的变化 |
| 5.1.3.3 尿液MD的质量衡算 |
| 5.2 本章小结 |
| 第6章 膜污染控制机制研究 |
| 6.1 结果与讨论 |
| 6.1.1 污染膜形貌分析 |
| 6.1.2 污染膜组成研究 |
| 6.1.3 膜清洗及性能研究 |
| 6.1.3.1 膜清洗液水质特征 |
| 6.1.3.2 膜清洗性能研究 |
| 6.1.4 微生物分析 |
| 6.2 本章小结 |
| 结论与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（10）微生物燃料电池中Pseudomonas putida对芳香族污染物的降解与同步产电研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 芳香族化合物及其危害 |
| 1.1.1 芳香族化合物的分类 |
| 1.1.2 芳香族污染物对生物体的危害 |
| 1.2 芳香族污染物的处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 微生物燃料电池 |
| 1.3.1 胞外电子传递 |
| 1.4 恶臭假单胞菌 |
| 1.5 本课题的研究意义和研究内容 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 第二章 MFC中多种芳香族污染物的降解与同步产电研究 |
| 2.1 材料方法 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 MFC的构建与运行 |
| 2.1.4 多种芳香族污染物在MFC中的降解 |
| 2.1.5 MFC产电性能测定 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 MFC对多种芳香族污染物的降能力 |
| 2.2.2 以不同芳香族污染物为底物构建的MFC的产电性能分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 P.putida B6-2的胞外电子传递途径初步探究 |
| 3.1 材料方法 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 MFC的构建与运行 |
| 3.1.4 电化学表征 |
| 3.1.5 不同生长阶段阳极生物膜的微观表征 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 MFC阳极电化学表征. |
| 3.2.2 不同生长阶段阳极生物膜的微观表征 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 基于转录组分析对P.putida B6-2产电关键基因的敲除 |
| 4.1 材料与设备 |
| 4.1.1 试剂与材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.1.3 分析软件 |
| 4.1.4 转录组测序 |
| 4.1.5 抗性筛选 |
| 4.1.6 感受态细胞的制备 |
| 4.1.7 重组质粒的构建 |
| 4.1.8 鞭毛基因的敲除 |
| 4.1.9 敲除菌的降解能力的测定及其在MFC中的性能测定 |
| 4.1.10 鞭毛基因的回补及验证 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 转录组分析 |
| 4.2.2 抗性筛选 |
| 4.2.3 鞭毛敲除菌的构建 |
| 4.2.4 摇瓶培养下敲除菌的降解测定及形貌表征 |
| 4.2.5 敲除菌的产电性能和降解能力测定 |
| 4.2.6 敲除基因的回补及验证 |
| 4.3 本章小结 |
| 总结与展望 |
| 总结 |
| 创新之处 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间的研究成果 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
四、应用双层平板技术评估海水沉积物中多环芳烃-芘的污染研究（论文参考文献）
- [1]文昌主要海草床微生物群落特征及两类陆源污染物与弧菌对泰来草细菌群落影响的研究[D]. 蔡泽富. 海南大学, 2021
- [2]洱海流域湖泊沉积物中多环芳烃的来源解析与毒性风险评价[D]. 周娟. 南京师范大学, 2021
- [3]南海岛礁海域细菌群落特征及柴油降解菌特性分析[D]. 庄康. 浙江海洋大学, 2021
- [4]太湖流域沉积物中PAEs和OPEs的污染特征及生态风险评价[D]. 张文萍. 中国环境科学研究院, 2021
- [5]天津滨海人工湿地细菌种群特征及氮降解菌筛选[D]. 马香菊. 中国环境科学研究院, 2021
- [6]深海热液区沉积物中双酚A降解菌的分离鉴定与降解机制的研究[D]. 赵武彩. 青岛大学, 2021
- [7]蒙新高原湖区沉积物多环芳烃污染历史与来源分析[D]. 曲鸽. 哈尔滨师范大学, 2021(08)
- [8]钢铁厂周边土壤PAHs污染特征及土壤微生物响应[D]. 张维荣. 浙江大学, 2021
- [9]尿液膜蒸馏性能评估与膜污染机制研究[D]. 康赛. 河北工程大学, 2021(08)
- [10]微生物燃料电池中Pseudomonas putida对芳香族污染物的降解与同步产电研究[D]. 张学礼. 山东大学, 2021(12)