一、生物强化技术在生物修复中的应用（论文文献综述）
王棚[1]（2021）在《1,4-二恶烷污染地下水共代谢生物修复及机理研究》文中进行了进一步梳理1,4-二恶烷在工业活动中常被广泛用于油漆、化妆品、除臭剂和清洁剂等的溶剂,以及氯化溶剂的稳定剂。历史上不当的储存和管理导致二恶烷大规模泄漏到地下水、地表水和垃圾渗滤液等水环境中,然而由于其高度的水溶性和化学稳定性导致其在水环境中持久存在。二恶烷已被美国环保局（USEPA）归类为可能的人类致癌物,并且在2016年“有毒物质控制法”修正案中被列为“高优先级”污染物。共代谢生物修复技术由于其不依赖污染物的浓度和较高的二恶烷去除效率,并最终能达到足够的二恶烷清理目标等特点,可能在去除二恶烷时发挥重要作用。因此,开发基于共代谢生物降解二恶烷的处理技术具有重要意义。四氢呋喃（THF）具有低毒、可生物降解和常与二恶烷共污染等特点,因此开发共代谢生物降解THF与二恶烷的修复技术以处理它们共污染的问题可能是有利的;而糖蜜由于其使用安全、碳源丰富和成本低等特点,可作为一种优良的辅助底物来广泛用于处理被二恶烷污染的地下水。本论文尝试分离分别能以THF或糖蜜为辅助底物降解二恶烷的菌株,并分别探究其对二恶烷的生物降解性能及机理,针对THF与二恶烷共污染和二恶烷污染地下水的生物修复提供有价值的参考菌株,得出以下主要结论:（1）新型Arthrobacter sp.WN18展现出有效共代谢降解THF和二恶烷的性能:（1）分离到一株能共代谢降解二恶烷和THF的短杆状菌株Arthrobacter sp.WN18。在优化的THF与二恶烷的比例（3:1）下,该菌株对二恶烷具有较高的耐受性。此外,WN18在较宽的p H、温度和盐度范围内均能共代谢降解THF和二恶烷。与其他节杆菌属一样,WN18表现出在大气中固氮的能力。此外,WN18在三氯乙烯（TCE）的抑制作用下仍表现出较强的生物活性。（2）鉴定出菌株WN18中编码THF单加氧酶（THF MO/THM）完整的thm基因簇,与先前在假单胞菌和红球菌中报道的thm基因簇具有高度的序列同源性。此外,THF诱导WN18中thm A基因表达的丰度与二恶烷的降解速率呈正相关。结合衍生和酸化方法,质谱分析显示γ-丁内酯和2-羟基乙氧基乙酸（HEAA）分别是THF和二恶烷的关键代谢产物。微宇宙结果表明,THF能有效刺激土着微生物去除地下水中的二恶烷,生物强化菌株WN18的加入进一步增强了二恶烷的去除。综上所述,WN18展现出共代谢生物修复二恶烷污染地下水,尤其是与THF共污染情况下有效性。（2）糖蜜上生长的Acinetobacter sp.M21展现出共代谢降解二恶烷的性能（1）本研究中分离出一株以糖蜜为辅助底物有效降解二恶烷的细菌Acinetobacter sp.M21,而无明显的二恶烷降解滞后现象。在优化的0.3%糖蜜诱导下,M21可耐受高达1,000 mg/L的二恶烷。在较宽的环境条件（p H、温度和盐度）下,菌株M21均能有效降解二恶烷。持续培养M21去除二恶烷的试验表明,缺乏作为诱导剂的糖蜜和细胞衰老可能是导致M21的二恶烷降解活性降低的重要因素。（2）鉴定出在糖蜜诱导下菌株M21中负责二恶烷初始环裂解的thm基因簇,并证实其编码的二恶烷代谢酶主要分泌到胞内降解二恶烷。通过对二恶烷关键代谢产物HEAA的检测,提出了二恶烷的降解途径。微宇宙结果表明,糖蜜能增强土着微生物对二恶烷的去除,M21的注入进一步增强了微宇宙样品中的二恶烷去除效率。这些结果表明,糖蜜和无机营养素的结合可能是一种优良的二恶烷生物修复刺激剂,并在此条件下Acinetobacter sp.M21是一种在原位生物修复二恶烷污染地下水中有前景的和可靠的接种菌。
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》文中指出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。
王朋,陈文英,蒲生彦[3]（2021）在《地下水循环井原位强化生物修复技术研究进展》文中提出随着工业化和城市化的发展,生产活动导致的地下水质量下降和水质恶化问题日益严重,已经逐渐成为影响人类生存的世界性环境问题。原位生物修复一直是地下水有机污染修复技术的研究热点,已受到了广泛关注。围绕生物修复技术在地下水有机污染原位修复方面的研究与应用,综述了地下水有机污染原位生物修复技术的研究进展,梳理和总结了影响原位生物修复技术的主要因素,重点讨论了原位生物修复技术与地下水循环井（GCW）修复技术的联合应用,并对GCW强化原位生物修复技术的研究发展方向进行了展望,以期为地下水有机污染原位修复工程的研究和应用提供参考。
季晶[4]（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》文中指出近年来,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。
蔡文娟[5]（2021）在《强化生物处理生活污水的高效混合菌群筛选及降解特性实验研究》文中研究说明本论文以兰州某城市污水处理厂生化池为研究对象,针对生化池运行不稳定带来的水质波动问题,开展了以投菌方式的生物强化技术研究。根据进出水水质检测结果得出的控制性影响因素来指导遴选对应降解菌株,构建混合降解菌群,实施其降解性能和强化效果实验研究,为解决城市污水处理厂由于进水水质波动而难以达标的问题提供了一条参考方法。根据进出水水质检测结果得出的控制性影响因素来指导遴选对应降解菌株:分别得到油脂降解菌YZ-1、反硝化菌FX-4和除磷菌CP-7,经鉴定分别为铜绿假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa）、施氏假单胞菌（Pseudomonas stutzeri）和产酸克雷伯氏菌（Klebsiella oxytoca）,72h内对油脂、硝酸盐氮和总磷的去除率分别为54.91%、40.02%和58.52%;得到以上三个纯菌株的最适宜接种量、pH、温度和氯化钠浓度。构建混合降解菌群以及开展降解性能实验。开展比例和降解性能比较,得出YZ-1:FX-4:CP-7体积比为1:2:2的混合菌YFC。得出混合菌YFC综合降解性能最佳的环境参数是菜籽油浓度为1g/L、pH为8、温度为30℃、共基质为乙酸钠、碳氮比为12:1。实施混合菌YFC的投加强化SBR降解性能实验研究。较之对照组R1,投加混合菌YFC的强化组R2对油脂、COD、总氮、氨氮、硝酸盐氮和总磷的平均去除率分别提高了6.2%、7.38%、15.91%、11.78%、3.04%和9.83%,在反应过程中强化组更易于启动,并能很好地应对水质的变化。借助高通量测序分析微生物多样性,发现混合菌YFC的投加改善了微生物群落结构,更有利于去除污染物。本研究通过筛选具有特定降解功能的菌种构建混合菌群应用于污水处理系统中,为利用生物强化技术应对城市污水处理厂日益严峻的水质冲击以及后期实际应用奠定了理论基础。
魏艳晨[6]（2021）在《红平红球菌KB1修复石油污染土壤的效果研究》文中提出石油开采及使用过程中造成的环境污染问题日益严重。生物修复被认为是环境友好且成本较低的修复技术,具有广阔应用前景。本文利用本地分离的高效石油降解菌红平红球菌（Rhodococcus erythropolis）、苏云金芽孢杆菌（Bacillus thuringiensis）,研究了模拟污染荒漠土壤与实际油田污染土壤和模拟污染农田土壤在自然降解、生物强化、生物刺激及生物强化-生物刺激联合修复处理下的石油烃降解效果,并采用高通量测序技术对石油污染荒漠土壤生物修复过程中的微生物多样性进行分析,主要研究结果如下:对4株石油降解菌的原油降解能力进行分析,发现红平红球菌KB1、摩加夫芽孢杆菌JC1（Bacillus mojavensis）、苏云金芽孢杆菌FD1、Microbacterium sp.FD4培养7天后对原油的降解率分别为57.55%、20.20%、31.26%和31.20%,但不同菌株组合后降解率没有明显增加。对石油污染土壤进行115天的生物修复。发现实际油田污染土壤自然降解、生物强化、生物刺激和联合修复组的石油降解率分别为45.96%、47.81%、47.23%和49.94%。GC-MS分析了石油烃主要组分的变化,发现KB1生物强化组和联合修复组对残油组分的降解率为100.00%。各处理组对柴油组分的降解率高于40.00%,对汽油组分的降解率低于50.00%。姥鲛烷和植烷在自然降解组的降解效果最好。用涂布平板法对土壤可培养细菌数进行计数,发现实际油田土壤中可培养细菌数在不同修复组的变化差异不显着（P﹤0.05）。石油污染农田土壤修复结束时自然降解组、FD1生物强化、KB1生物强化、生物刺激、联合修复组土壤中TPHs的降解率分别为51.84%、54.51%、53.12%、39.93%和53.28%。自然降解组的汽油组分降解率为100.00%,植烷、柴油和残油组分在自然降解组和FD1生物强化组的降解率为100.00%,各组分在生物刺激组的降解效果最差。未污染农田土壤中可培养细菌数维持在3.89×105CFU·g-1～10.0×105CFU·g-1左右,自然降解组和生物刺激组均维持在2.0×106CFU·g-1,生物强化组及联合修复组土壤中可培养细菌数较自然降解组显着增加（P<0.05）。模拟污染荒漠土壤,修复结束时自然降解组、FD1生物强化组、KB1生物强化组、生物刺激组、联合修复组土壤中TPHs的降解率分别为20.20%、38.86%、36.02%、40.10%和43.89%。模拟污染荒漠土壤中汽油组分的降解率为100.00%,残油组分在生物强化组和联合修复组的降解率为100.00%,支链烷烃姥鲛烷和植烷的降解效果不如直链烷烃。未污染荒漠土壤可培养细菌数维持在3.75×104CFU·g-1～7.33×105CFU·g-1,污染荒漠土壤中生物强化、生物刺激和联合修复组的可培养细菌数显着高于自然降解组（P<0.05）。高通量测序技术对污染荒漠土壤的细菌多样性进行分析,发现未污染荒漠土壤主要优势菌群为变形菌门（Proteobacteria）、髌骨菌门（Patescibacteria）、放线菌门（Actinobacteria）、酸杆菌门（Acidobacteria）、浮霉菌门（Planctomycetes）、绿弯菌门（Chloroflexi）、拟杆菌门（Bacteroidetes）。优势属为RB41、芽单胞菌属（Gemmatimonas）、溶杆菌属（Lysobacter）、迪茨氏菌属（Dietzia）。石油污染后,荒漠土壤微生物在门和属水平组成上差异不大,但丰度变化差异显着,放线菌门成为最优势菌门,髌骨菌门、芽单胞菌门和拟杆菌门丰度显着下降。属水平上,类诺卡氏菌属（Nocardioides）丰度增加,赤杆菌属（Erythrobacter）、溶杆菌属、RB41、鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）、芽单胞菌属丰度均下降,添加FD1生物强化组最优势菌属为芽孢杆菌,KB1生物强化组和联合修复组土壤中红球菌属的丰度显着增加。修复115天后,土壤中微生物的丰度和均匀度均降低。添加苏云金芽孢杆菌FD1修复组主要优势属为赤杆菌属、迪茨氏菌属、类诺卡氏菌属、正黄球菌属（Croceicoccus）、溶杆菌属、食烷菌（Alcanivorax）、链霉菌属（Streptomyces）、不动杆菌属（Acinetobacter）。添加红平红球菌KB1修复组主要优势属为赤杆菌属、迪茨菌属、类诺卡氏菌属、食烷菌、红球菌属（Rhodococcus）、正黄球菌属、溶杆菌属、链霉菌属。生物刺激组主要优势属为迪茨氏菌属、枝芽胞杆菌属（Virgibacillus）、链霉菌属、类诺卡氏菌属、红球菌属、假纤细芽孢杆菌（Pseudogracilibacillus）、赤杆菌属（Erythrobacter）。联合修复组主要优势属为迪茨氏菌属、枝芽胞杆菌属、假纤细芽孢杆菌、红球菌属、链霉菌属、溶杆菌属、类诺卡氏菌属。
李超凡[7]（2021）在《低温降解菌株强化对硝基苯酚土壤污染修复研究》文中指出对硝基苯酚（PNP）是农药、医药以及橡胶工业等人类生活及生产中使用的一种硝基芳香化合物,具有稳定的理化性质和很强的毒害性,对硝基苯酚会通过渗透、吸附、扩散进入到环境中。对硝基苯酚主要的修复方法为吸附法、化学法以及微生物修复法,而微生物修复法具有原位修复,环保经济等特点正逐步成为研究热点。目前,分离得到的对硝基苯酚降解菌的最佳生长温度为30℃左右,因此在地下水及东北低温地区土壤污染修复过程中,其降解能力受限。本研究分离筛选了一株低温对硝基苯酚降解菌,并对其低温降解特性及降解动力学进行了研究,利用响应面方法对其低温降解条件进行了优化,基于此进行室内低温土壤模拟修复降解实验,主要研究结果如下:（1）从受甲基对硫磷农药污染的农田土壤中分离筛选获得了一株对硝基苯酚低温降解菌,通过16S DNA鉴定该菌株为革兰氏阴性的假单胞菌。细胞疏水性研究表明,在低温条件下对硝基苯酚会导致细胞膜通透性增加,属于中度疏水性细胞。单因素实验结果表明,低温条件下菌株对对硝基苯酚最大降解浓度为303.77 mg/L,菌株适宜于碱性条件下生存,最佳降解p H为8.00,最适初始接种浓度为225.92 mg/L。0.5%Na Cl,0.8%葡萄糖,1 g/L NH4NO3能够促进菌株对对硝基苯酚的降解。（2）通过响应面优化实验,在10℃条件下,菌株最佳降解条件具体为p H为8.12,1.80 g/L NH4NO3,最适初始接种浓度为224.00 mg/L,预测52 h内对52.51 mg/L对硝基苯酚的最大降解率可达79.85%,经验证性实验可知对硝基苯酚降解率为80.95%,与预测值相近。在10℃、优化条件下,菌株的抑制降解动力学符合Haldane模型,其拟合R2值为0.990,最大比生长速率为0.215 1/h、半饱和系数为5.35 mg/L,抑制系数为134.21 mg/L,由此可知对硝基苯酚浓度超过134.21 mg/L后对菌株生长抑制作用明显。（3）相对于30℃,低温条件下利用菌株进行生物强化的方法修复对对硝基苯酚污染效率略低,但生物刺激和生物强化联合修复效果较好。修复过程中,土壤p H逐渐减小,其规律与对硝基苯酚降解一致。同时,对硝基苯酚对土壤酶活性影响较大,与脱氢酶呈正相关,与过氧化氢酶和脲酶呈负相关,生物刺激导致土壤酸化后会降低土壤脱氢酶活性,两者呈显着负相关。生物强化在降解对硝基苯酚时对环境影响较小,但生物刺激对土壤p H、酶活性影响较大。因此菌株可以为低温生物强化修复提供一定的技术支持。
艾贤军[8]（2020）在《耐盐石油降解菌的筛选、鉴定及其在土壤修复中的应用》文中研究说明石油污染土壤的形势严峻,给生态环境和人类健康带来了巨大威胁。生物修复技术以其环境友好、低价高效等特性在各类修复技术中的地位不断提升。然而,在实际修复场地中常存在高盐碱环境,极大程度的限制了常规微生物对污染物的净化能力。本文首先分析、探究了土壤石油烃提取、分析方法,然后从实际石油污染盐碱场地中提取了耐盐菌群,并进行接种、培养和高盐高油胁迫条件的驯化,研究了驯化过程中耐盐菌群的生理特性,探讨了优势耐盐菌株在水环境以及土壤环境中的石油烃降解特性,分析了长效耐盐石油降解菌剂推广应用的修复助剂、缓释药剂、载体材料、菌剂制备等关键问题,最后设计了一套智能化、模块化、撬装化的石油污染盐碱场地生物修复装备。土壤石油烃提取、分析实验表明:在土壤初始油浓度为10000mg/kg条件下,采用5种不同萃取手段,土壤石油烃萃取率依次为振荡过滤国标法（106.45%）>索氏提取国标法（90.73%）>滴滤萃取法（76.3%）>振荡离心萃取法（74.7%）>振荡过滤萃取法（68.3%）,其原因在于萃取液与污染土壤的接触时间不同所致。5种萃取手段中,振荡过滤国标法具有最高萃取准确度,而振荡过滤萃取法所用时间最短,在有修正系数矫正比例的前提下,可以用于要求快速处理大量样品的情况。耐盐菌筛选、驯化实验表明:常年受石油污染的盐碱场地中存在能够耐受盐碱环境的高效石油烃降解土着菌,通过人为筛选驯化,可以继续提高其盐碱耐受性及降解能力。通过测定耐盐菌驯化培养液的pH发现,pH值由7.6（初期）降低至5.9（末期）,说明菌株在适应环境、降解石油烃的过程中会使培养液由中性转变为弱酸性,原因在于耐盐菌分解石油烃过程中产生碳酸类物质。培养液的电导率在55～115 ms/cm范围内波动,是因为适应不了环境的菌株裂解死亡后,内部电解质大量渗入培养液,导致培养液电导率发生变化。培养液油滴粒径及形态变化表明,耐盐菌群生长发育阶段会产生大量表面活性剂类代谢产物,使石油烃粒径减小的同时部分乳化。耐盐菌修复石油烃污染水体实验表明:在前期筛选的耐盐菌群中共提取出6株耐盐菌,其中1号菌株（称为优势耐盐菌株）在极限盐度条件下降解高浓度石油烃的能力最佳,其最适生存环境条件分别为pH值为9、油浓度为5000 mg/L、温度为30℃,同时在pH值7～9、油浓度0.5%～5%、温度20～40℃范围内具有较高生存活性。该菌株在含盐量15%～36%、含油量0.5%～5%、pH值7～9、温度20～40℃、不同盐组分实验中降解效率最高的实验组分别为:含盐量20%（82.6%）、含油量10000 mg/L（79.47%）、pH为8（76.9%）、30℃（64.93%）、CaCl2（90.3%）。经检测该菌株能产生脂肽类生物表面活性剂、淀粉水解酶和过氧化氢酶等物质,这类物质在促进石油烃乳化的同时能够促进菌株降解。耐盐菌修复石油烃污染土壤实验表明:在土壤含油量10000mg/kg条件下,1、5、6号及三株混合菌中,经25d降解1号菌株处理效果最好（65%）,土壤中剩余含油量3856.5 mg/kg。土壤盐含量0～50%（质量比）实验组,25%含盐量降解率最高（91.1%）,剩余油浓度887 mg/kg,与国标GB3660—2018规定的第一类建设用地石油烃类筛选值（826 mg/kg）较为接近,低于第二类建设用地筛选值（4500 mg/kg）。该菌株在不同土质中对污染物的去除率依次为砂土（66.1%）>壤土（61.4%）>黏土（35.2%）。1000～150000 mg/kg土壤油浓度实验中,50000 mg/kg实验组降解率最高（69.9%）,剩余油浓度15040mg/kg,未达标原因在于土壤本身油浓度过高。20～100%含水率实验中,40%实验组去除率最高（64.9%）,剩余油浓度3509mg/kg;10～50℃环境温度实验中,40℃实验组去除率最高（66.58%）,剩余油浓度3342mg/kg,均满足第二类建设用地筛选值（4500mg/kg）。通过GC-MS检测得知,经1号菌株降解后,多种石油烃类物质丰度显着降低,其中三（2-氯乙基）亚磷酸酯、均三甲苯等物质几乎彻底清除,而2,4-二叔丁基酚、N-丁基苯磺酰胺等物质仍有较多残留;其中2,3-二甲基萘含量不降反增,可能存在某种生化反应将大分子物质分解所致。经16s RNA基因鉴定得知,1号菌株属盐单胞菌属的titanicae菌,同时结合其可在36%盐度环境中有效降解石油烃类,因此推测其为重度嗜盐石油降解菌。此外,分析了高盐碱环境中耐盐菌修复实际场地所需的修复助剂、缓释药剂、载体材料等的性能要求与发展方向,初步设计了耐盐菌剂量产化方案。同时,从思路方案、工艺设计、结构设计、投资运行成本等方面,设计了一套石油污染场地耐盐菌修复中试设备,该系统较好解决了有机污染场地生物修复实践中存在的装备化程度低、菌剂成本高等问题,同时适用于原位、异位两类修复工程。
高雪晴[9]（2020）在《基于好氧反硝化的生物滴滤塔除氨机制及微生物学分析》文中认为生物滴滤法除氨时,进气中的氧气会抑制厌氧反硝化作用,易导致营养液中硝酸盐累积,不能真正实现氮素污染物的去除。本研究基于好氧反硝化理论,分别从同步硝化反硝化（SND）生物滴滤塔除氨性能评价和好氧反硝化菌生物强化除氨生物滴滤塔两个方面开展了好氧反硝化应用于生物法除氨的试验研究。首先,针对畜禽养殖饲舍等场所产生的低浓度含NH3模拟废气,以传统生物滴滤塔为对照,开展了 SND生物滴滤塔净化含氨废气的试验研究,通过监测进出气NH3浓度、营养液“三氮”浓度,并结合16S rRNA技术分析微生物种群结构,探明SND生物滴滤塔高效脱氮的微生物学机理。然后,以好氧反硝化菌Pseudomonas poae NL-4为菌源,以对照生物滴滤塔为研究对象,通过对比分析生物滴滤塔生物强化前后NH3去除效率和营养液中“三氮”变化规律,研究了好氧反硝化菌生物强化对短期闲置后生物滴滤塔再启动性能的影响。具体研究结果如下:（1）在相同运行条件下,SND生物滴滤塔A 比对照生物滴滤塔B挂膜启动速度快,NH3去除效率可达95%以上,且营养液中NH4+-N和NO3--N浓度均显着低于生物滴滤塔B（p<0.05）。运行参数优化试验结果表明:SND生物滴滤塔A的长期运行性能优于对照生物滴滤塔B。在稳态运行条件下,对比分析两个生物滴滤塔进、出气NH3和N2O浓度,以及营养液中NH4+-N、NO3--N、NO2--N和TOC浓度,SND生物滴滤塔A 比对照生物滴滤塔具有更高的同步硝化反硝化能力。（2）16S rRNA高通量测序结果表明:相较于对照生物滴滤塔B,SND生物滴滤塔A的微生物多样性相对丰度较高,除此之外,变形菌门（Proteobacteria）和拟杆菌门（Bacteroidetes）在SND生物滴滤塔中所占比例大,推测这是其具有较高脱氮能力的原因之一。（3）短期闲置会影响对照生物滴滤塔B的除氨性能,尤其是营养液中的NH4+-N、NO3--N和NO2--N浓度均高于闲置前。好氧反硝化菌Pseudomonas poae NL-4生物强化能够提高生物滴滤塔B的NH3去除效率,且营养液中NH4+-N、NO3--N和NO2--N累积浓度降低,由强化前的18 mg·L-1、175 mg·L-1和100 mg·L-1分别降低至1 mg·L-1、31 mg·L-1和3 mg·L-1。好氧反硝化菌Pseudomonaspoae NL-4生物强化后的生物滴滤塔具有相对较高的N2O排放,N2O生成量约占NH3去除量的5.32%。（4）采用乙炔抑制法探明了生物强化后生物滴滤塔的N2O生成机制,结果表明反硝化作用是N2O的主要产生过程,而硝化作用和硝化细菌反硝化作用则表现为削弱过程。综上,本研究探讨了 SND生物滴滤塔与传统生物滴滤塔挂膜启动性能,探明了SND生物滴滤塔高效脱氮的微生物学机理。通过对比分析生物滴滤塔生物强化前后NH3去除效率和营养液中“三氮”变化规律,揭示了好氧反硝化菌生物强化对短期闲置后生物滴滤塔再启动性能的影响。
黄雪洋[10]（2020）在《污染场地地下水中石油烃的生物强化降解及风险管控研究》文中认为石油烃是污染场地中常见的土壤和地下水污染物,污染场地中石油烃来源主要包括石油开采、石油化工企业生产、加油站、企业油库等。石油烃进入土壤和地下水后会破坏生态系统,造成土壤或地下水污染,对环境和人体健康造成威胁。石油烃类污染物具有稳定性、挥发性和毒性等特征,且其来源广泛,因此成为环境中的主要污染源,并被许多国家列为优先控制污染物。石油烃污染物成分复杂,目前我国建设用地土壤标准（GB36600-2018）中规定了石油烃(C10-C40)的筛选值和管制值,但地下水环境质量标准（GB/T14848-2017）中仍缺少石油烃指标相关限值。我国已完成了多个石油烃污染场地土壤和地下水的调查、风险评估与修复等工作,针对受石油烃污染的地下水修复多采用抽出处理或原位化学氧化等技术。本文通过文献查询,系统总结了国内外关于石油烃自然衰减过程的研究进展,分析石油烃自然衰减过程的主要影响因素;采集我国北方地区某大型石油化工企业污染场地表层土壤,开展了室内生物降解实验研究,分析实验过程中地下水微生物群落结构的变化特征;结合场地未来规划用途和管理需求,探索建立了该场地石油烃污染的强化生物降解的风险管控技术体系。本论文的主要研究成果为:（1）石油烃自然衰减主要途径为挥发、弥散、吸附和生物降解等。对于石油烃中的挥发性有机物,自然衰减的主要过程为挥发;针对其他类型有机污染物,在达到吸附平衡后,主要的自然衰减过程为生物降解。（2）采集某工业污染场地表层土壤,经微生物筛选、分离、纯化,得到单菌落。对单菌落进行富集培养后,将菌悬液按不同比例投加至受石油烃污染的该场地地下水样品中,研究结果表明菌悬液的投加对样本的细菌结构影响显着,投加的菌种可有效降解地下水中的石油烃。（3）基于强化生物降解的风险管控思路,考虑技术筛选、工作程序、管控目标等,构建了场地风险管控技术体系。研究成果为石油污染土壤和地下水的微生物强化修复提供理论基础,还可为我国污染场地风险管控技术方案的优化筛选提供支撑。
二、生物强化技术在生物修复中的应用（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、生物强化技术在生物修复中的应用（论文提纲范文）
（1）1,4-二恶烷污染地下水共代谢生物修复及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 1,4-二恶烷(二恶烷)的理化特性及应用 |
| 1.2 二恶烷的污染现状、危害及国内外应对策略 |
| 1.2.1 二恶烷的污染现状 |
| 1.2.2 二恶烷的危害 |
| 1.2.3 国内外管控标准 |
| 1.3 二恶烷处理技术的研究现状 |
| 1.3.1 物理处理 |
| 1.3.2 化学处理 |
| 1.3.3 生物修复 |
| 1.4 二恶烷降解酶及其产物 |
| 1.4.1 单加氧酶(MO)催化二恶烷的降解 |
| 1.4.2 生物降解产物 |
| 1.5 生物去除二恶烷的检测、评价技术 |
| 1.5.1 检测方法 |
| 1.5.2 荧光定量PCR |
| 1.5.3 群落结构分析 |
| 1.5.4 其他评价技术 |
| 1.6 研究目的意义 |
| 1.7 研究内容与技术路线、创新点 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 1.7.3 创新点 |
| 第2章 共代谢THF和二恶烷降解菌的分离鉴定及降解特性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料与仪器 |
| 2.2.2 菌株的富集与分离 |
| 2.2.3 菌株的表征与鉴定 |
| 2.2.4 菌株的降解稳定性 |
| 2.2.5 THF浓度对二恶烷降解效率的影响 |
| 2.2.6 菌株WN18的二恶烷浓度耐受性 |
| 2.2.7 TCE对WN18降解THF和二恶烷的影响 |
| 2.2.8 菌株WN18的捕氮能力 |
| 2.2.9 菌株WN18的环境适应性 |
| 2.2.10 菌株的底物生长谱 |
| 2.2.11 检测方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 菌株的分离与鉴定 |
| 2.3.2 WN18持续共代谢降解THF和二恶烷的能力 |
| 2.3.3 THF浓度对WN18降解二恶烷的影响 |
| 2.3.4 菌株对二恶烷浓度的耐受力 |
| 2.3.5 TCE对THF和二恶烷生物降解效率的影响 |
| 2.3.6 菌株WN18的固氮能力 |
| 2.3.7 菌株WN18的环境适应性 |
| 2.3.8 菌株WN18的底物生长谱 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 共代谢THF和二恶烷降解的机理及微宇宙研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验仪器与试剂 |
| 3.2.2 THF/二恶烷降解基因分析 |
| 3.2.3 THF调节thm基因簇的表达 |
| 3.2.4 二恶烷和THF的中间产物分析 |
| 3.2.5 生物修复二恶烷微宇宙研究 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 WN18中负责THF和二恶烷降解的基因结构 |
| 3.3.2 THF诱导thm基因降解二恶烷 |
| 3.3.3 THF和二恶烷代谢途径 |
| 3.3.4 二恶烷的生物修复效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 糖蜜诱导二恶烷降解菌株的分离鉴定及降解特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂耗材 |
| 4.2.2 菌株的筛选与鉴定 |
| 4.2.3 二恶烷浓度耐受性及其在不同糖蜜浓度下的降解 |
| 4.2.4 二恶烷连续降解的抑制因素 |
| 4.2.5 分离菌在不同条件下的适应性 |
| 4.2.6 分离菌的底物生长谱 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 菌株的分离鉴定 |
| 4.3.2 糖蜜浓度对二恶烷生物降解的影响 |
| 4.3.3 二恶烷的浓度耐受性 |
| 4.3.4 影响二恶烷持续降解的因素 |
| 4.3.5 M21的环境适应性 |
| 4.3.6 M21的底物生长谱 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 糖蜜诱导二恶烷生物降解的机理及微宇宙研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 功能基因的鉴定 |
| 5.2.2 降解酶的定位 |
| 5.2.3 厌氧降解实验 |
| 5.2.4 中间产物分析 |
| 5.2.5 微宇宙分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 关键代谢基因的鉴定 |
| 5.3.2 二恶烷降解酶的定位 |
| 5.3.3 厌氧条件下的二恶烷降解能力 |
| 5.3.4 二恶烷的降解途径 |
| 5.3.5 微宇宙中的二恶烷去除效果 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 附录1:M21中thm基因簇核苷酸序列测序结果 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（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）地下水循环井原位强化生物修复技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 地下水原位生物修复技术 |
| 1. 1 生物刺激法 |
| 1. 2 生物强化法 |
| 1. 3 微生物-植物联合修复法 |
| 1.4 GCW强化原位生物修复技术 |
| 2 地下水原位生物修复技术的主要影响因素 |
| 2. 1 电子受体 |
| 2. 2 营养物质 |
| 2. 3 生物种类 |
| 2. 4 环境因素 |
| 3 原位生物强化修复技术的应用现状 |
| 3.1 可控缓释材料(CRMs)强化 |
| 3.2 生物可渗透性反应屏障(PRB)强化 |
| 3.3 地下水循环井(GCW)强化 |
| 3.4 生物电井(BES)强化 |
| 4 结论与展望 |
| (1) 开展强化生物降解复合污染修复效果研究。 |
| (2) 开发强化生物修复材料研究。 |
| (3) 开展实际场地规模的地下水有机污染修复研究。 |
（4）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 |
（5）强化生物处理生活污水的高效混合菌群筛选及降解特性实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 污水生物强化处理研究进展 |
| 1.2.1 生物强化技术处理污水的发展 |
| 1.2.2 生物强化技术的作用机理 |
| 1.2.3 生物强化技术的应用 |
| 1.2.4 高效混合菌群处理污水的研究 |
| 1.3 研究目的及内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 创新点及技术路线 |
| 1.4.1 创新点 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 第2章 高效降解菌的筛选、鉴定及降解性能研究 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌种分离源 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 实验主要仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 理化分析项目及方法 |
| 2.2.2 微生物学分析项目及方法 |
| 2.2.3 微生物的形态观察及鉴定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 油脂降解菌的筛选、鉴定及降解性能研究 |
| 2.3.2 反硝化菌的筛选、鉴定及降解性能研究 |
| 2.3.3 除磷菌的筛选、鉴定及降解性能研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 混合菌群的构建 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 菌种 |
| 3.1.2 培养基 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 理化分析项目及方法 |
| 3.2.2 菌株间拮抗作用实验 |
| 3.2.3 菌株复配方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 菌株间拮抗作用 |
| 3.3.2 FX-4与CP-7复配 |
| 3.3.3 YZ-1与FC复配 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 混合菌群降解性能的探究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 菌种 |
| 4.1.2 培养基 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 生长曲线的测定 |
| 4.2.2 初始油浓度的影响 |
| 4.2.3 pH的影响 |
| 4.2.4 温度的影响 |
| 4.2.5 共基质的影响 |
| 4.2.6 碳氮比的影响 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 生长曲线的测定 |
| 4.3.2 初始油浓度的影响 |
| 4.3.3 pH的影响 |
| 4.3.4 温度的影响 |
| 4.3.5 共基质的影响 |
| 4.3.6 碳氮比的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 混合菌群强化生物处理生活污水的初探实验 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.2 结果和讨论 |
| 5.2.1 混合菌群对生活污水强化处理的效果 |
| 5.2.2 微生物种群变化的分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 总结和展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
（6）红平红球菌KB1修复石油污染土壤的效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 石油对土壤的污染及危害 |
| 1.1.1 石油的性质 |
| 1.1.2 石油污染土壤的特征及危害 |
| 1.1.3 土壤石油污染研究现状 |
| 1.2 石油污染土壤修复方法 |
| 1.2.1 物理修复技术 |
| 1.2.2 化学修复技术 |
| 1.2.3 生物修复技术 |
| 1.3 石油污染土壤微生物修复方法 |
| 1.3.1 生物强化法 |
| 1.3.2 生物刺激法 |
| 1.3.3 生物强化 -生物刺激联合修复法 |
| 1.4 影响微生物修复石油污染土壤的主要因素 |
| 1.4.1 石油的种类及组成 |
| 1.4.2 石油降解微生物的种类 |
| 1.4.3 环境因素的影响 |
| 1.5 高通量测序技术对土壤微生物多样性的分析 |
| 1.6 研究目的意义及研究内容 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第2章 几种主要降解菌对石油烃的降解效果 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 菌株来源 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验所用试剂及培养基 |
| 2.1.4 石油降解率的测定 |
| 2.1.5 实验设计 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 实际油田污染土壤的生物修复研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 菌株来源 |
| 3.1.2 供试土壤来源及预处理 |
| 3.1.3 实验仪器 |
| 3.1.4 实验试剂 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 修复方案设计 |
| 3.2.2 菌剂的制备和添加 |
| 3.2.3 TPHs的提取与测定 |
| 3.2.4 石油组分的测定 |
| 3.2.5 土壤可培养细菌数量的测定 |
| 3.2.6 强化修复过程中土壤石油污染物的降解动力学分析 |
| 3.2.7 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 石油污染土壤的特性分析 |
| 3.3.2 石油污染土壤中TPHs的降解效果分析 |
| 3.3.3 石油污染土壤中TPHs的组分变化分析 |
| 3.3.4 石油污染土壤中可培养细菌数的变化分析 |
| 3.3.5 不同修复条件下降解速率常数的比较 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 模拟污染农田土壤的生物修复研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 菌株来源及原油样品 |
| 4.1.2 供试土壤来源及预处理 |
| 4.1.3 人工污染土壤样品的制备 |
| 4.1.4 实验仪器 |
| 4.1.5 实验试剂 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 修复方案设计 |
| 4.2.2 菌剂的制备和添加 |
| 4.2.3 TPHs的提取与测定 |
| 4.2.4 石油组分的测定 |
| 4.2.5 土壤可培养细菌数量的测定 |
| 4.2.6 强化修复过程中土壤石油污染物的降解动力学分析 |
| 4.2.7 数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 模拟污染农田土壤的特性分析 |
| 4.3.2 模拟污染农田土壤中TPHs的降解效果分析 |
| 4.3.3 模拟污染农田土壤中TPHs组分的变化分析 |
| 4.3.4 模拟污染农田土壤中可培养细菌数的变化分析 |
| 4.3.5 不同修复条件下降解速率常数的比较 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 模拟污染荒漠土壤的生物修复研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 菌株来源及原油样品 |
| 5.1.2 供试土壤来源及预处理 |
| 5.1.3 人工污染土壤样品的制备 |
| 5.1.4 实验仪器 |
| 5.1.5 实验试剂 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 修复方案设计 |
| 5.2.2 菌剂的制备和添加 |
| 5.2.3 TPHs的提取与测定 |
| 5.2.4 石油组分的测定 |
| 5.2.5 土壤可培养细菌数量的测定 |
| 5.2.6 强化修复过程中土壤石油污染物的降解动力学分析 |
| 5.2.7 数据处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 模拟污染荒漠土的特性分析 |
| 5.3.2 模拟污染荒漠土中TPHs的降解效果分析 |
| 5.3.3 模拟污染荒漠土中TPHs组分的变化分析 |
| 5.3.4 模拟污染荒漠土中可培养细菌数的变化分析 |
| 5.3.5 不同修复条件下降解速率常数的比较 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 强化修复污染荒漠土中细菌多样性分析 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 样本采集 |
| 6.1.2 高通量测序 |
| 6.1.3 数据信息分析 |
| 6.2 高通量测序结果及分析 |
| 6.2.1 测序数据处理与统计 |
| 6.2.2 Alpha多样性分析 |
| 6.2.3 物种分布热图分析 |
| 6.2.4 细菌群落在各分类水平上的比较 |
| 6.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
（7）低温降解菌株强化对硝基苯酚土壤污染修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 环境中的对硝基苯酚 |
| 1.1.1 硝基芳香族化合物 |
| 1.1.2 环境中的对硝基苯酚 |
| 1.1.3 对硝基苯酚性质及其毒性 |
| 1.2 对硝基苯酚污染修复研究进展 |
| 1.2.1 物理法修复 |
| 1.2.2 化学法修复 |
| 1.2.3 生物法修复 |
| 1.3 微生物修复技术的研究进展 |
| 1.3.1 生物强化修复技术 |
| 1.3.2 生物刺激修复技术 |
| 1.3.3 微生物-植物联合修复技术 |
| 1.4 生物修复技术的应用 |
| 1.5 响应面的研究进展 |
| 1.6 微宇宙的研究进展 |
| 1.7 研究目的与意义 |
| 1.8 研究内容和技术路线 |
| 1.8.1 研究内容 |
| 1.8.2 技术路线 |
| 第2章 低温对硝基苯酚降解菌的特性研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 材料与仪器 |
| 2.1.2 测试方法 |
| 2.1.3 菌株形态 |
| 2.1.4 细胞膜通透性和疏水性 |
| 2.1.5 单因素影响研究 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 菌株筛选及鉴定 |
| 2.2.2 细胞膜通透性和疏水性 |
| 2.2.3 单因素影响结果 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 对硝基苯酚降解条件的响应面优化研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 材料与仪器 |
| 3.1.2 最陡爬坡实验 |
| 3.1.3 中心组合设计及响应面分析 |
| 3.1.4 响应面模型验证实验 |
| 3.1.5 优化条件下低温降解动力学研究 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 最陡爬坡实验 |
| 3.2.2 中心组合实验及响应面分析 |
| 3.2.3 响应面模型验证实验 |
| 3.2.4 优化条件下动力学拟合结果 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 低温降解菌株强化修复土壤污染的研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 材料与仪器 |
| 4.1.2 分析测试方法 |
| 4.1.3 微宇宙实验方案 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 强化修复对土壤中对硝基苯酚的影响 |
| 4.2.2 强化修复对土壤理化性质的影响 |
| 4.2.3 强化修复对土壤菌落数的影响 |
| 4.2.4 强化修复对土壤酶活性的影响 |
| 4.2.5 相关性分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
（8）耐盐石油降解菌的筛选、鉴定及其在土壤修复中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.2 石油烃污染土壤修复技术 |
| 1.3 石油烃污染土壤生物修复技术 |
| 1.4 胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.1 低温胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.2 重金属胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.3 重质原油胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.4.4 高温胁迫条件下石油烃污染土壤生物修复 |
| 1.4.5 盐碱胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复 |
| 1.5 盐碱胁迫条件下石油烃污染土壤的生物修复及其面临的挑战 |
| 1.5.1 嗜盐碱微生物的适盐碱机制 |
| 1.5.2 嗜盐碱微生物的石油烃降解机理 |
| 1.5.3 嗜盐碱微生物对不同组分石油烃的降解特性 |
| 1.5.4 盐碱胁迫条件下生物强化/生物刺激修复石油烃污染土壤 |
| 1.5.5 石油烃污染土壤生物修复技术存在的挑战 |
| 1.6 主要研究内容 |
| 第二章 石油烃分析方法及土壤国标分析方法的改进研究 |
| 2.1 国内外石油烃的分析方法与标准 |
| 2.1.1 重量法 |
| 2.1.2 紫外分光光度法 |
| 2.1.3 荧光分光光度法 |
| 2.1.4 红外光度法 |
| 2.1.5 气相色谱法 |
| 2.2 土壤石油烃国标红外分光光度法的局限性及萃取简易替代方案 |
| 2.2.1 国标红外分光光度法的局限性及萃取简易替代方案 |
| 2.2.2 红外分析国标方法萃取手段的简易替代方案与实验条件 |
| 2.3 土壤石油烃红外分析国标方法萃取简易替代方案的实验结果与分析 |
| 2.3.1 不同土壤质量对CJ/T221-2005索氏提取法萃取效果的影响 |
| 2.3.2 简易替代方案与两种红外国标方法的萃取结果对比 |
| 2.3.3 简易替代方案的萃取比例及与两种红外国标方法的符合率 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 高盐高油胁迫条件下耐盐石油降解菌的筛选驯化及其生理特性 |
| 3.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验设计与测定方法 |
| 3.2.1 实验设计 |
| 3.2.2 盐碱地石油污染土壤理化指标的测定方法 |
| 3.2.3 耐盐菌驯化培养液理化指标的测定方法 |
| 3.3 结果分析与讨论 |
| 3.3.1 盐碱地石油污染土壤的基础理化性质 |
| 3.3.2 耐盐菌驯化培养液菌株含量变化规律分析 |
| 3.3.3 耐盐菌驯化培养液pH值变化规律分析 |
| 3.3.4 耐盐菌驯化培养液氧化还原电位变化规律分析 |
| 3.3.5 耐盐菌驯化培养液细胞通透性及菌液总固体含量变化规律分析 |
| 3.3.6 典型阶段培养基形态及油滴粒径变化规律分析 |
| 3.3.7 耐盐菌驯化培养液乳化特性变化规律分析 |
| 3.3.8 典型阶段耐盐菌驯化培养液呼吸特性规律分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 水体环境下耐盐菌降解石油烃的应用效果与产物分析 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 实验设计与分析方法 |
| 4.2.1 优势耐盐菌株筛选实验设计 |
| 4.2.2 优势耐盐菌株极限盐度适应性驯化实验设计 |
| 4.2.3 优势耐盐菌株呼吸特性实验设计 |
| 4.2.4 优势耐盐菌株生存环境优化实验设计 |
| 4.2.5 优势耐盐菌株降解实验设计 |
| 4.2.6 优势耐盐菌株代谢产物的分析方法 |
| 4.2.7 优势耐盐菌株生物酶的分析方法 |
| 4.2.8 优势耐盐菌株表面活性剂测定 |
| 4.2.9 优势耐盐菌株降解产物GC-MS分析实验设计 |
| 4.2.10 优势耐盐菌株鉴定方法 |
| 4.3 结果分析与讨论 |
| 4.3.1 耐盐菌在饱和盐浓度条件下的适应情况 |
| 4.3.2 优势耐盐菌株的呼吸特性分析 |
| 4.3.3 优势耐盐菌株最适生存环境的优化选择 |
| 4.3.4 环境条件对于优势耐盐菌株降解效果的影响 |
| 4.3.5 优势耐盐菌株代谢产物—生物表面活性剂的分析 |
| 4.3.6 优势耐盐菌株降解产物GC-MS分析 |
| 4.3.7 优势耐盐菌株的鉴定结果分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 土壤环境下耐盐菌降解石油烃的应用效果与产物分析 |
| 5.1 实验材料与仪器 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.2 实验设计与测定方法 |
| 5.2.1 实验设计 |
| 5.2.2 实验测定方法 |
| 5.3 结果分析与讨论 |
| 5.3.1 耐盐菌株种类差别对降解效果的影响分析 |
| 5.3.2 时间对优势耐盐菌株降解效果的影响分析 |
| 5.3.3 含盐量对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.4 含油量对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.5 土壤质地对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.6 含水率对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.3.7 温度对优势耐盐菌株降解能力的影响分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 长效耐盐石油降解菌剂推广应用的关键问题分析与初步方案 |
| 6.1 生物修复助剂在耐盐菌生物修复实践中的作用分析与比选 |
| 6.1.1 表面活性剂类助剂作用分析与比选 |
| 6.1.2 生物质类助剂作用分析与比选 |
| 6.2 缓释修复药剂在耐盐菌生物修复实践中的作用分析与比选 |
| 6.3 提高生物修复材料长效性和广谱性的载体材料分析与比选 |
| 6.4 固定化耐盐菌剂制备技术分析 |
| 6.5 耐盐菌剂量产化初步方案设计 |
| 6.5.1 背景及概况 |
| 6.5.2 市场预测 |
| 6.5.3 产品方案及建设规模 |
| 6.5.4 设备选型、材料及动力供应 |
| 6.5.5 投资及运行成本分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 石油污染场地耐盐菌修复中试设备设计 |
| 7.1 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的设计思想与工艺方案 |
| 7.1.1 设计思想 |
| 7.1.2 工艺方案 |
| 7.2 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的规模确定 |
| 7.3 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的工艺设计 |
| 7.3.1 混合搅拌罐的工艺设计 |
| 7.3.2 沉淀净水池的工艺设计 |
| 7.3.3 富集浓缩池的工艺设计 |
| 7.3.4 辅助设备的选型 |
| 7.4 石油污染场地耐盐菌修复中试设备的结构设计 |
| 7.5 投资估算与运行成本核算 |
| 7.6 本章小结 |
| 第八章 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的学术论文及授权专利 |
| 作者及导师简介 |
（9）基于好氧反硝化的生物滴滤塔除氨机制及微生物学分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 氨的特点及危害 |
| 1.2 畜禽养殖氨减排控制技术研究进展 |
| 1.2.1 源头削减技术 |
| 1.2.2 粪尿存储过程管理技术 |
| 1.2.3 末端控制技术 |
| 1.2.4 生物法处理含NH_3废气 |
| 1.3 生物滴滤法净化废气的国内外研究进展 |
| 1.3.1 填料 |
| 1.3.2 微生物 |
| 1.3.3 微生物生态学 |
| 1.3.4 生物滴滤塔长效运行策略研究 |
| 1.4 研究意义与内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 微生物 |
| 2.2.1 SND复合菌群的富集与培养 |
| 2.2.2 生物强化微生物 |
| 2.3 培养基 |
| 2.4 试验方案 |
| 2.4.1 SND生物滴滤塔除氨试验 |
| 2.4.2 好氧反硝化菌生物强化生物滴滤塔除氨试验 |
| 2.4.3 N_2O产生机制试验设计 |
| 2.5 试验分析方法 |
| 2.5.1 理化指标及测定方法 |
| 2.5.2 生物滴滤塔微生物种群结构分析 |
| 2.6 评价指标 |
| 2.6.1 生物滴滤塔净化NH3评价指标 |
| 2.6.2 微生物群落多样分析 |
| 2.7 统计方法 |
| 3 SND生物滴滤塔除氨特性及微生物学分析 |
| 3.1 生物滴滤塔挂膜启动除氨性能 |
| 3.1.1 进出气NH_3浓度 |
| 3.1.2 营养液“三氮”浓度 |
| 3.2 生物滴滤塔运行参数优化 |
| 3.2.1 喷淋量 |
| 3.2.2 停留时间(EBRT) |
| 3.2.3 进气NH_3浓度 |
| 3.3 SND生物滴滤塔除NH_3过程氮转化途径分析 |
| 3.4 SND生物滴滤塔微生物种群结构分析 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 小结 |
| 4 好氧反硝化菌Pseudomonas poae NL-4强化生物滴滤塔除NH_3性能研究 |
| 4.1 短期闲置对常规生物滴滤塔除氨性能的影响 |
| 4.1.1 短期闲置对生物滴滤塔NH_3去除效率的影响 |
| 4.1.2 短期闲置对生物滴滤塔营养液“三氮”浓度的影响 |
| 4.1.3 短期闲置对生物滴滤塔N_2O生成的影响 |
| 4.2 好氧反硝化菌生物强化对生物滴滤塔除氨性能的影响 |
| 4.2.1 生物强化对生物滴滤塔NH_3去除效率的影响 |
| 4.2.2 生物强化对生物滴滤塔营养液“三氮浓度”的影响 |
| 4.2.3 生物强化对生物滴滤塔N_2O生成的影响 |
| 4.3 生物强化前后生物滴滤塔氮转化途径对比分析 |
| 4.4 好氧反硝化菌强化生物滴滤塔N_2O产生机制研究 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表论文 |
| 附件 |
| 作者简历 |
| 在读期间参与的科研项目 |
| 致谢 |
（10）污染场地地下水中石油烃的生物强化降解及风险管控研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 研究内容与技术路线 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究内容 |
| 1.2.3 技术路线 |
| 第2章 国内外研究进展 |
| 2.1 石油烃的自然衰减机理研究 |
| 2.1.1 挥发 |
| 2.1.2 吸附 |
| 2.1.3 降解 |
| 2.2 石油烃污染场地风险管控技术 |
| 2.2.1 风险管控理念 |
| 2.2.2 制度控制技术 |
| 2.2.3 工程控制技术 |
| 2.2.4 监控自然衰减技术 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 针对石油烃中苯的生物强化降解实验 |
| 3.1 降解菌的筛选、纯化及鉴定 |
| 3.1.1 材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 菌株16S rDNA鉴定 |
| 3.2 菌株的最适生长条件 |
| 3.2.1 菌种生长曲线 |
| 3.2.2 温度 |
| 3.2.3 振荡速率 |
| 3.2.4 苯浓度 |
| 3.3 菌投加比对地下水中微生物生长影响研究 |
| 3.4 实验结果 |
| 3.4.1 测序质量评价 |
| 3.4.2 多样性指数 |
| 3.4.3 地下水微生物群落结构变化 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 基于监测自然衰减的风险管控技术研究 |
| 4.1 某场地地下水石油烃污染及风险情况 |
| 4.2 场地风险管控总体设计思路 |
| 4.2.1 风险管控设计思路 |
| 4.2.2 风险管控总体设计方案 |
| 4.2.3 风险管控体系 |
| 4.3 长期监测体系设计 |
| 4.3.1 监测目的 |
| 4.3.2 监测点位布设 |
| 4.3.3 监测指标 |
| 4.3.4 监测频率 |
| 4.4 风险管控分析评估 |
| 4.5 场地微生物强化降解 |
| 4.5.1 强化降解监测井布设 |
| 4.5.2 强化降解监测指标 |
| 4.5.3 强化降解监测频率 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
四、生物强化技术在生物修复中的应用（论文参考文献）
- [1]1,4-二恶烷污染地下水共代谢生物修复及机理研究[D]. 王棚. 吉林大学, 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]地下水循环井原位强化生物修复技术研究进展[J]. 王朋,陈文英,蒲生彦. 安全与环境工程, 2021(03)
- [4]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)
- [5]强化生物处理生活污水的高效混合菌群筛选及降解特性实验研究[D]. 蔡文娟. 兰州理工大学, 2021(01)
- [6]红平红球菌KB1修复石油污染土壤的效果研究[D]. 魏艳晨. 兰州理工大学, 2021(01)
- [7]低温降解菌株强化对硝基苯酚土壤污染修复研究[D]. 李超凡. 沈阳大学, 2021(06)
- [8]耐盐石油降解菌的筛选、鉴定及其在土壤修复中的应用[D]. 艾贤军. 北京石油化工学院, 2020(06)
- [9]基于好氧反硝化的生物滴滤塔除氨机制及微生物学分析[D]. 高雪晴. 河北农业大学, 2020(01)
- [10]污染场地地下水中石油烃的生物强化降解及风险管控研究[D]. 黄雪洋. 中国地质大学(北京), 2020(08)