一、微生物固定化处理甲醇废水的实验研究（论文文献综述）
何婷[1]（2021）在《微生物及其固定化菌剂降解强力霉素的机理研究》文中研究表明强力霉素（doxycycline,DC）是半合成的第二代四环素类抗生素,由于其安全、高效等特性,近年来在我国被广泛使用。因其用量大,吸收少,大部分以原药形式排出人或动物体外而进入环境。环境中残留的强力霉素可能会对生态环境产生严重影响,并威胁人类健康。那么,如何高效处理残留的强力霉素已逐渐引起研究者的关注。目前,已有许多研究报道了强力霉素的非生物降解,但其微生物降解作用及机制尚不十分清晰。因此,本研究针对现有研究的不足,研究了微生物降解强力霉素的机理,填补了微生物降解强力霉素的研究空白;进一步利用农业废弃物作吸附载体,研究了固定化微生物降解强力霉素的机理,一方面资源化利用农业废弃物,另一方面为修复被抗生素污染的土壤与水体提供参考,具有较高的实用价值。本研究从长期使用强力霉素的养殖场畜禽粪便中筛选到可高效降解强力霉素的微生物,探讨了不同因素对微生物降解强力霉素过程的影响,利用液相色谱-质谱联用仪（LC-MS/MS）捕捉强力霉素的降解产物,推测其微生物降解途径;利用稻草颗粒固定化强力霉素降解微生物,研究强力霉素在固定化体系中的分布和传质过程,捕捉菌剂降解强力霉素的产物并推测降解途径。论文主要研究结果如下:（1）从鸡粪中筛选出两株可高效降解强力霉素的菌株DD1和DD2,分别被鉴定为Brevundimonas naejangsanensis和Sphingobacterium mizutaii。二者均不能以强力霉素作为唯一碳源,但可在外源营养存在条件下共代谢降解强力霉素。DD1和DD2的生长特性表明DD1和DD2为中温菌,最佳pH值分别为7和8,胰蛋白胨它们最适的共代谢碳源。（2）探讨了pH、温度、不同碳源、胰蛋白胨浓度等因素对DD1和DD2降解强力霉素的影响,结果表明DD1的最适条件是pH值为7,温度为30℃,胰蛋白胨浓度为10g/L,此时强力霉素的降解率达到92%;DD2的最适条件是pH值为8,温度为30℃,胰蛋白胨浓度为2 g/L,对强力霉素的降解率达到99%。通过一级动力学,DD1和DD2降解强力霉素的解过程符合一级动力学模型。（3）研究了强力霉素降解产物的抑菌效能,结果表明强力霉素经水解和微生物降解的产物对大肠杆菌的抑制都有所减弱。通过LC-MS/MS鉴定并分析了强力霉素的降解产物,发现了2种水解产物EDC及ISO-DC,4种（DP-417,DP-402,DP-338,DP-323）和6种（DP-431,DP-417,DP-415,DP-411,DP-403,DP-382）分别由DD1和DD2降解强力霉素形成的产物。强力霉素分别经由脱羰基、脱氨基、脱水、脱甲基等作用被微生物降解。（4）将微生物DD1固定在稻草粉上得到可降解强力霉素的固定化微生物,研究其对强力霉素的降解特性。SEM结果显示DD1主要分布在秸秆表面,少量附着在多孔结构内部。在不同pH值、胰蛋白胨浓度、强力霉素浓度下,固定化菌剂对强力霉素的水解、吸附和生物降解均符合一级动力学。稻草颗粒对强力霉素的吸附符合伪二级动力学模型和Langmuir模型。（5）通过提取并检测固定化菌剂中不同部位的强力霉素,结果表明在水溶液、悬浮细菌、固定化菌剂表面及内部,均检测到强力霉素的存在,其中固定化菌剂吸附了大量强力霉素。通过强力霉素的分布特征,并结合粒子内扩散模型,推测了强力霉素在菌剂中可能的传递途径。（6）分析鉴定了菌剂降解强力霉素产生的产物,捕捉到2种水解产物EDC及ISO-DC,10种由固定化细菌降解强力霉素形成的产物,分别为DP-461、DP-459、DP-443、DP-428、DP-417,DP-410、DP-402,DP-400、DP-338,DP-323。强力霉素经加氧、脱氢、脱羰基、脱氨基、脱水、脱甲基等作用被固定化菌剂降解。
张发奎[2]（2021）在《微生物固定化技术强化焦化废水生化处理实验研究》文中研究表明焦化废水是典型的难降解工业废水,有机物、氮类化合物含量高,组分复杂,含有酚类、氰化物、多环芳香族化合物等有毒有害物质,焦化废水中有机物降解和高效脱氮已经成为焦化行业一大难题。千里山污水处理厂焦化废水处理过程中存在运营费用高、工艺复杂、生化处理效果差等一系列问题。因此研究焦化废水的强化脱氮影响因素,提高脱氮效率具有重要意义。本论文研究对象为千里山污水处理厂焦化废水,对其水质、处理工艺进行调查分析,针对焦化废水脱氮难、有机物利用率低、生化处理效果差等主要问题,结合微生物固定化技术,开展强化焦化废水生化处理效果研究。组建SBBR反应器进行小试试验,开展不同载体对焦化废水的强化处理效果研究,在确定最佳载体后,分别考察DO、温度、外加碳源、运行方式、运行周期、进水负荷等因素和水解酸化实验对焦化废水生化处理效果的影响,分析有机物和氮化合物的降解规律,为水厂实际运行工艺提供参考。实验主要得出以下结论:（1）研究不同载体强化焦化废水生化处理效果,以PFMF载体的SBBR反应器对焦化废水处理效果最好,在温度26℃、运行周期48h的条件下,PFMF载体的SBBR反应器处理效果较好,COD、氨氮和总氮平均去除率分别为39.15%、96.40%、50.40%。在好氧运行12h后氨氮浓度降至5.97mg/L,总氮浓度40.02mg/L,此时投加葡萄糖125mg/L,缺氧条件下运行36h后总氮出水浓度20.73mg/L。（2）研究载体强化焦化废水生物脱氮影响因素,通过单因素实验,确定焦化废水生物脱氮最佳条件为:COD进水负荷在450-600mg/L、总氮浓度90mg/L以下时,运行周期48h,DO为2～4mg/L,温度25℃,C/N值为8-10,运行方式O:A=1:1的最佳条件下,氨氮浓度5mg/L以下,总氮浓度30mg/L以下,均达到《炼焦化学工业污染物排放标准》排放标准;出水COD浓度稳定在250mg/L左右,减轻后续深度处理压力;水解酸化工艺对焦化废水的可生化性提升不明显。（3）研究载体强化焦化废水生物脱氮机理,得出:（1）在运行周期为48h条件下,焦化废水有机物6h内降解速率较快,36h有机物去除基本完成;在有机物降解伊始,氨氮快速降解,24h后浓度趋于稳定,硝化过程中亚硝酸盐氮积累,迅速氧化为硝态氮,反硝化过程中硝态氮不断反应,总氮进一步降解,但碳源的缺少导致脱氮效率降低,运行周期内生物脱氮反应完成;延长运行周期至72h并未提高焦化废水脱氮效率。（2）温度26℃、DO为2-4mg/L、A/O运行方式、外加甲醇能保证系统内发生较好的同步硝化和反硝化反应,焦化废水脱氮效果更佳。（3）焦化废水有机污染物降解较符合一级动力学方程,当进水COD浓度为598.85mg/L,运行周期为48h的条件下,难生物降解有机物浓度为206.11mg/L。进水COD浓度为450-600mg/L之间、总氮浓度90mg/L以下时,微生物能降解利用有机物最多,氨氮和总氮均达到《炼焦化学工业污染物排放标准》排放标准。本文通过微生物固定化小试试验,实验结论证明采用微生物固定化技术提高焦化废水生化处理效果,减少外加碳源的浪费和深度处理药剂使用量,并为类似工业废水的处理提供了相关依据。
陆青云[3]（2020）在《填充式生物膜振荡流反应器中草甘膦废水的深度处理》文中研究表明草甘膦是一种广谱、高效、低毒的非选择性除草剂,我国是草甘膦农药生产第一大国,由此带来大量草甘膦生产废水。草甘膦废水组分复杂,难降解有机物浓度高,通常采用化学氧化、生化法、化学沉淀等“物化+生物”法组合工艺,其中生物法因环保、运行成本低,成为其中关键步骤,然而传统活性污泥生物法悬浮生长,受水质波动影响大,出水不稳定。对此研究高效稳定的生物法处理工艺,具有重要现实意义。本文以负载高效微生物菌种的聚氨酯填料为生物催化剂,采用厌氧反应和好氧反应串联的两级填充式生物膜反应器处理草甘膦废水,并首次结合振荡流技术强化反应器内气液固多相传质过程,同时优化了环境参数和工艺操作条件,建立了底物降解动力学。主要工作如下:1.设计建立了固定化生物膜振荡流反应器装置,采用负载高效微生物菌种（B350M）的聚氨酯填料为固定化生物膜,反应器为厌氧塔和好氧塔串联。针对废水中化学需氧量（COD）以及氨氮、硝态氮、总氮含量过高难以降解的问题,在厌氧塔中实现碳氧化与反硝化过程,去除70%COD以及90%以上硝态氮,在好氧塔中实现同步硝化反硝化过程,去除90%以上氨氮以及75%以上总氮。操作参数优化后,经一个月连续稳定实验表明,出水COD在50mg/L以下,氨氮在5mg/L以下,TN在15 mg/L以下,生物膜振荡流系统出水稳定,出水达到水质排放标准。2.为了优化厌氧过程的操作条件,实验考察了水力停留时间（HRT）、振荡条件、水温对反应的影响。结果表明,厌氧反应中HRT对COD和硝酸盐氮（NO3-N）的去除有显着影响,COD去除率对HRT增加而逐渐增大,而后趋于平稳,NO3-N随HRT增加快速降低,9 h后95%以上的NO3-N得到去除;合适的振荡强度可强化反应,实验振幅范围0～5mm,频率0～2.4Hz,采用振荡雷诺数Reo表达振荡强度,当Reo低于3500时,COD的去除率随Reo增加逐渐增大,相比不加振荡时,提升幅度最大可达27%;而Reo大于3500时,COD去除率随Reo增加逐渐减少;综合考虑与好氧反应的耦合,厌氧的最佳操作参数为:HRT为9 h,振幅3mm,频率2Hz,水温30～35℃,此时COD去除率为70%,NO3-N去除率95%以上。3.为了优化好氧过程的操作条件,实验考查了 HRT、振荡条件、溶解氧浓度、pH对反应的影响。结果表明,COD和氨氮随HRT增加而快速降低而后趋于平稳;合适的振荡强度可强化好氧反应,COD和氨氮等随振荡雷诺数Reo增加先减少后增加,在Reo为2800附近取得最小值;溶解氧是实现好氧同步硝化反硝化的关键,调节其浓度可改变生物膜内好氧和缺氧区域比例;pH影响好氧菌活性,弱碱性时微生物活性高。好氧同步硝化反硝化的最佳操作条件为:HRT为6h,振幅pH值为7.5,溶解氧浓度为3.5mg/L,此时COD去除率为90%以上,氨氮去除率为95%以上,总氮去除率为80%以上。4.为了用于工程设计与放大,建立底物降解的动力学模型,在近平推流条件下,通过实验数据拟合得到厌氧动力学参数为反应速率参数k为217.5 mg/L/h,基质半饱和浓度Ks为698.2mg/L,好氧动力学参数为反应速率参数k’为587mg/L/h,Ks为1203 mg/L。由动力学方程计算的COD值与实验结果的平均相对误差分别为厌氧过程6.75%和好氧过程9.92%,能满足工程设计与开发的需要。
赵若瑾[4]（2020）在《壳聚糖固定化包埋增强脱氮菌的稳定性和氮移除效率的研究》文中指出本研究拓展了污水脱氮的思路与方法,并为该技术提供了一定的数据参考。选取实验室筛选培养出的一株新型的克雷伯氏菌属（Klebsiella sp.,KSND）同步硝化反硝化菌作为菌种,采用壳聚糖为载体将其固定化制得壳聚糖菌小球（KSND-Chitosan,KSND-CH）,并对其固定化效果及性能表征,研究不同影响因素下的细胞生长活力、稳定性、氮移除效率及重复批次回收利用效果等,并进一步考察固定化菌株对有机溶剂和金属离子的耐受性,最后应用于一体化净化设备中,考察固定化KSND-CH的实际应用效果。结果表明,固定化KSND-CH形态均匀成球状,KSND菌包埋在壳聚糖小球内部,且固定化过程对菌体活性无影响。研究表明,壳聚糖载体在不同p H条件下均可提高KSND的脱氮效果,且在酸性条件下对菌体的保护效果更好;固定化KSND-CH小球在含不同重金属离子Cu2+、Co2+、Mn2+、Fe2+、Zn2+污水中,以及含有苯胺、甲醇、甲醛、苯酚、四氯化碳等有机溶剂的污水中与游离菌脱氮效率相比都有显着提高,说明壳聚糖载体可帮助菌体抵抗外界不利环境的影响。固定化KSND-CH可重复利用,在人工废水和生活污水中进行了多批次试验,最大氨氮降解率分别为97%和86%。固定化KSND-CH在污水脱氮处理中使用效果显着优于应用中常见的海绵填料自固定化的KSND菌与游离KSND菌,在十五天的试验过程中可长期维持90%以上的氨氮降解率。固定化KSND-CH在一体化污水处理设备中的应用结果显示,试验过程的后期脱氮效率较高,可基本脱除污水中的氨氮。综上表明了固定化KSND-CH在生活污水生物脱氮中的应用有着很大的优势和前景,并显示出了其在其他类型废水中的应用潜质。
李晶莹[5]（2020）在《固定化细胞处理三苯甲烷类染料废水的实验研究》文中研究指明三苯甲烷类染料是应用范围最广的染料之一,产生了大量毒性强、色度高、含难降解污染物的废水,带来较大的环境污染。固定化细胞技术能够提高单位体积内细胞浓度高、环境适应性强、反应速度快、可回收利用,弥补微生物法的不足,从而有效处理三苯甲烷类染料废水。本文通过固定化细胞处理三苯甲烷类染料废水。以孔雀石绿和结晶紫作为污染物,筛选出孔雀石绿和结晶紫的优势降解菌,优化固定化条件,分析环境因素对游离菌和固定化细胞降解能力的影响,并比较固定化前后差异,探索实际应用中固定化细胞技术对三苯甲烷类染料废水的处理效果。主要研究成果如下:（1）通过孔雀石绿和结晶紫降解菌的筛选,从南湖河流底泥中分离纯化出孔雀石绿优势降解菌M1和结晶紫优势降解菌C2。通过实验发现,M1在5天内对孔雀石绿的降解率达81.47%,C2在15天内对结晶紫的降解率为37.92%。（2）在不同环境条件下对孔雀石绿和结晶紫降解发现,温度、pH、底物初始浓度一定程度上影响孔雀石绿和结晶紫的降解。M1降解孔雀石绿在30℃时最佳,当pH在58,孔雀石绿低于30mg/L的条件下M1降解能力较好。C2在20℃30℃时降解结晶紫效果较好,适合中性至碱性环境降解结晶紫,且在pH=7时降解效果最好,此外在结晶紫初始浓度为10 mg/L的条件下降解最快。（3）通过正交实验比较固定化细胞颗粒的机械强度、传质性能和对孔雀石绿的降解率,综合比较后最终确定聚乙烯醇和海藻酸钠浓度在8%和2%时,在浓度为6%氯化钙溶液中交联18h,所得的固定化细胞颗粒性能最好。（4）通过固定化细胞颗粒在不同条件下对孔雀石绿和结晶紫的降解,并和游离菌比较发现,固定化细胞颗粒的降解效果比游离菌好。温度对固定化细胞颗粒降解孔雀石绿和结晶紫的影响较小。固定化细胞颗粒降解孔雀石绿和结晶紫的pH范围比较宽广。初始浓度变化对固定化细胞颗粒降解孔雀石绿和结晶紫影响极为明显。（5）孔雀石绿和结晶紫在不同条件下的生物降解过程符合一级降解动力学方程。温度、pH和底物初始浓度对孔雀石绿和结晶紫降解的影响有显着性。该论文有图46幅,表29个,参考文献104篇。
刘思琪[6]（2020）在《重组木质素酶系对染料的降解及其固定化研究》文中研究表明木质素酶由于其对染料废水有着良好的降解和脱毒作用,而被广泛应用于生物修复环境的相关领域。目前引起人们广泛研究的木质素降解酶主要包括漆酶（Lac）,木质素过氧化物酶（Lip）以及锰过氧化物酶（Mnp）。为了进一步深入研究对木质素酶系降解染料的机理,本实验以课题组前期构建的三株重组工程菌为基础,探究重组酶表达量的提高策略,对酶进行了纯化与结构的预测;通过对酶降解产物检测和分子对接的模拟,推测染料降解路径及效率;为提高酶的使用效率,对漆酶进行了固定化研究。得到了以下结果:1)选择价廉的诱导剂,通过优化培养条件与培养基成分;以木质素为诱导剂时,Lip酶活提高2.05倍,以香兰素和Cu SO4为诱导剂时,Lac酶活提高2.23倍。以吐温80为诱导剂时,Mnp酶活提高1.14倍。2)通过硫酸铵分级沉淀及离子色谱对酶进行纯化,结果显示漆酶、木质素过氧化物酶和锰过氧化物酶的最佳沉淀饱和度区间分别为为40%-60%、50%-70%、50%-70%。在Nacl浓度为500m M时可收集到纯化的酶,SDS-PAGE电泳结果证明其大小分别为69KDa、35KDa、45KDa。通过蛋白结构预测与分子对接分析,探究参与酶与染料分子相互作用形成氢键的关键氨基酸残基以及关键作用位点,为降解途径的推测提供依据。3)广谱性降解实验表明,漆酶,木质素过氧化物酶和锰过氧化物酶对偶氮类,蒽醌类和三苯甲烷类的染料均有降解能力。其中对刚果红染料降解,漆酶、木质素过氧化物酶和锰过氧化物酶在最优条件下,其脱色率（24h）分别为88.70%、91.47%、90.34%。此外,推测了刚果红的单酶降解途径及3种酶联合作用途径,降解产物通过FIRT,GC-MC检测证明,木质素酶可以破坏多个偶氮键,并且将其降解为2-甲基丁酸、3-甲基丁酸等小分子产物,组合酶的降解具有更加完全的降解效果。且毒性实验证明染料毒性显着降低,甚至得到无毒的产物。4)以海藻酸钠、壳聚糖固定Lac,最优条件下的固定化漆酶的酶固定化率可以达到65.97%,漆酶的蛋白固定化率为91.39%。形貌分析表明疏松多孔的内部结构为酶分子提供良好的附着点,及催化反应场所。固定化漆酶在p H=5,4°C条件下储存稳定性较好,依然可以保存95%以上的酶活性;固定化漆酶可以对染料刚果红进行降解,其脱色率可以达到75%。以上研究证明在对染料的降解过程中,重组木质素酶系展现出了良好的降解与脱毒能力,通过固定化方式,可以提高重组酶的利用性,在染料废水处理领域有着潜在的应用前景。
於阳[7]（2020）在《微生物与生物炭耦合处理水体中氨氮与六价铬的协同性与机理研究》文中研究指明工业化进程的高速发展推动了人类社会的前进步伐,然而随着人类生活水平的提高,污水产生量急速升高、污水成分也更加复杂。氨氮一直是水处理关注的热点,而现今氨氮和六价铬共存问题也对水处理提出了新的挑战。传统污水处理工艺包含好氧硝化部分和厌氧反硝化部分,硝化和反硝化任务分别由两类不同的微生物种群完成,基础建设占地广、运行费用高、微生物对重金属冲击敏感。目前已经发现异养硝化同步好氧反硝化（HNAD）菌可以在好氧条件下独立完成硝化和反硝化过程,并在降解氨氮的同时去除水体中的六价铬。然而,菌株在单独应用时通常面临两个问题,不利的环境条件影响和功能菌的大量流失。这也是目前研究多为发现具有高效脱氮除铬能力的菌株,却难以实现应用的原因。所以,若能开发出能够强化高效菌株去除效率和应用性能的材料和方法,对高效率低成本去除水体中目标污染物具有重要意义。基于以上问题和思考,本研究基于团队前期分离纯化的2株HNAD菌Pseudomonas stutzeri XL-2和Acinetobacter baumannii AL-6,采取特殊的驯化方法,使其具有高效率去除氨氮功能,并能够同步去除氨氮和六价铬复合污染物。采用核桃壳为原料制备出能够与菌株共生的核桃壳生物炭（BC）和改性核桃壳生物炭（MBC）,通过一种简单的“共生吸附”的方法构建菌株和生物炭的耦合体系。探讨了该耦合体系对单一污染物和复合污染物的去除性能,尝试将耦合体系分别在富含氨氮水体、氨氮与六价铬复合污染物水体中进行初步应用,分析了耦合体系中的细菌与生物炭在去除单一污染物和复合污染物时的协同作用关系,并揭示了该耦合体系强化去除目标污染物性能的协同性机理。主要的研究内容与结论如下:（1）经驯化后,Pseudomonas stutzeri XL-2和Acinetobacter baumannii AL-6在BM培养基降解氨氮的特性显示,菌XL-2和菌AL-6对氨氮的最大去除率分别为71.10%和88.45%,对COD去除率为75.53%和77.89%,整个过程中硝酸盐氮累积量很少,而亚硝酸盐氮则几乎不积累。通过Monod方程对降解氨氮过程进行分析,2株细菌的最大比增长速率与半饱和常数比值（用于表征菌降解效率）分别为0.00326 mg·L-1·h-1和0.00993 mg·L-1·h-1,表明2株细菌均表现出良好的降解氨氮性能,并且菌AL-6的效率要高于菌XL-2。初始氨氮浓度为100 mg·L-1时,核桃壳生物炭（BC）与改性核桃壳生物炭（MBC）对氨氮的最大吸附容量分别为0.99mg·g-1和3.29 mg·g-1,2种生物炭对氨氮的吸附过程以化学吸附为主,傅里叶红外光谱对生物炭的官能团表征证明了这一点。优势菌AL-6分别与BC和MBC构建耦合体系中,AL-6&MBC去除氨氮性能好于AL-6&BC;优势炭MBC分别与菌AL-6和菌XL-2构建耦合体系中,XL-2&MBC性能更优;综合对比后确定XL-2&MBC为最优耦合体系。大幅度减少MBC的投加量对XL-2&MBC去除氨氮性能影响较大;在不同初始氨氮浓度和不同初始p H值条件下,耦合体系XL-2&MBC去除氨氮性能均比菌、炭要强。在序批示生物反应器（SBR）中,以XL-2&MBC耦合物为材料处理富含氨氮废水,结果显示该耦合体系在反应器中处置富含氨氮水体的效率和稳定性远高于单独的菌。（2）相比于水体中的单一的氨氮污染物,氨氮和六价铬复合污染物是一个新的挑战,去除过程也更加复杂。在Cr BM培养基中,菌XL-2和菌AL-6去除氨氮和六价铬复合污染物的特性显示,菌XL-2、菌AL-6对氨氮和六价铬同步去除率分别为64.85%和70.80%、82.01%和56.49%。相比于不含六价铬培养基,菌XL-2对氨氮的最大去除率由71.10%下降到64.85%,菌AL-6对氨氮的最大去除率由88.45%下降到82.01%。莫诺方程分析结果显示菌XL-2和菌AL-6降解氨氮速率的最大比增长速率与半饱和常数的比值分别为0.00183 mg·L-1·h-1和0.00829mg·L-1·h-1。模型分析显示,菌XL-2和菌AL-6生长的细胞浓度与六价铬去除关系均符合多项式模型,模型拟合参数分别达到0.9107和0.9831。通过铬分布分析,溶液中的六价铬主要是以在上清液中还原的形式去除,其余少量的铬分布于在细胞表面或内部,XPS扫描结果进一步证实了正六价铬还原为了正三价铬。当初始氨氮浓度为100 mg·L-1、六价铬浓度为3 mg·L-1时,生物炭BC和MBC对氨氮的最大去除率分别为8.58%和36.71%,对六价铬的最大去除率分别为58.97%和17.32%。菌XL-2分别与生物炭BC、MBC构建耦合体系XL-2&BC和XL-2&MBC,2耦合体系去除氨氮性能相近,然而,XL-2&BC对六价铬的去除性能显着高于XL-2&MBC。基于生物炭BC,考察2株菌分别与之构建耦合体系,结果显示AL-6&BC具有更高的去除复合污染物性能和更少的有毒含氮代谢终产物的累积量,确定AL-6&BC为优选耦合体系。提高耦合体系中的炭的投加量对整体提升同步去除氨氮和六价铬的性能影响很小。不同初始氨氮浓度和六价铬浓度下,AL-6&BC同步去除氨氮和六价铬性能明显强于单独的菌和单独的生物炭。应用表现显示,AL-6&BC在SBR中的处理氨氮和六价铬性能明显强于菌AL-6。（3）针对富含氨氮水体,菌XL-2和MBC构建的耦合体系对氨氮去除表现出优异的协同作用,特别是在高氨氮浓度、碱性等不利条件下,其协同作用更强。获得协同作用的机理分为以下几个方面:生物炭能够吸附溶液中的铵根离子或自由氨,降低溶液中自由氨对菌的毒害作用;细菌耗氧速率（OUR）显示生物炭可以提高和保持菌在整个生长周期的高代谢活性,深入研究发现MBC中Mg2+的释放能够显着提高细菌XL-2降解氨氮关键酶AMO酶的活性;MBC大的比表面积提高了菌与目标污染物之间的联系,提高了疏水性菌摄取目标污染物的效率;除了大的比表面积、丰富的孔隙度,生物炭表面还分布有大量的亲水性官能团,能够保护和强化细菌在生物炭上的定殖,减少菌XL-2在悬浮生物反应器SBR中的大量流失,保障了其在悬浮类生物反应器中的稳定运行。（4）相比于仅含有单一氨氮污染物的水体,含有氨氮和六价铬复合污染物的水体性质和去除机理更为复杂。在不同初始氨氮浓度和六价铬浓度条件下,耦合体系中的菌AL-6与BC在同步去除氨氮和六价铬复合污染物时,均表现出显着的协同效应。协同效应的产生涉及多种机理:第一,与单一氨氮污染研究类似,即生物炭对水体中氨氮和六价铬的吸附特性,减少了水体中自由氨和六价铬离子浓度,降低了自由氨对细菌的毒害作用,提高菌去除目标污染物的效率;第二,能谱分析显示生物炭自身含有丰富的Mg、K和Ca元素,可以显着提高菌AL-6的AMO酶活性,进而提高了菌AL-6降解氨氮效率;第三,生物炭表面的含氧官能团促进了菌体胞外电子的传递,同时Si-O官能团的存在可以进一步提高了电子的传递效率,另外,对反应体系的电化学分析显示,生物炭与六价铬之间能够发生氧化还原反应,生物炭可以提高体系中的电子转移能力,这为体系中六价铬、菌体和生物炭之间电子转移提供了便利通道,强化了对六价铬的还原和吸附作用;最后,BC大的比表面积、丰富的介孔孔隙分布特性以及大量的亲水性官能团的存在,既增强了菌AL-6与目标污染物之间的联系,提高了菌AL-6摄取目标污染物的效率,又保护和强化了菌AL-6在生物炭上的定殖,降低了菌株在悬浮液中的大量流失。整体来讲,菌株与生物炭构建的耦合体系对处理单一氨氮污染废水、氨氮与六价铬复合污染废水均具有巨大的应用潜力,为实现传统活性污泥水处理技术的升级改造提供了一种参考思路。
马雪梅[8]（2020）在《固定化漆酶-固定化Co（salen）催化转化硫酸盐木素的优化研究》文中研究表明木素是自然界中最丰富的天然芳香族高分子聚合物以及可再生化学品生产的重要原料,由苯基丙烷结构单元通过醚键和碳-碳键连接构成,具有三度空间结构。工业木素主要来源于制浆造纸工业或生物质精炼过程中产生的副产物,产量丰富,成本低廉。遗憾的是,制浆造纸工业中木素只有极少部分被用于生产化学品,绝大部分则作为低价值燃料燃烧,造成资源的浪费和环境的污染。本文以绵竹硫酸盐木素为原料,以制备得到的固定化漆酶、固定化Co（salen）为催化剂,进行固定化漆酶-固定化Co（salen）一锅法组合催化转化硫酸盐木素的优化研究。分别通过两次正交和单因素实验对反应时间、催化剂用量、催化剂比例、反应体系p H以及氧化剂等工艺条件进行优化研究,探究各因素对室温下固定化漆酶-固定化Co（salen）催化转化硫酸盐木素的影响。另外,通过不同的催化方式催化转化硫酸盐木素,采用31P-NMR核磁技术、GPC技术和气质联用GC-MS技术对各催化方式催化转化前后硫酸盐木素的结构和降解产物进行了检测分析,以获得最佳催化转化工艺及固定化漆酶-固定化Co（salen）一锅法催化转化硫酸盐木素的机理,为木素生物质资源的高值化利用及生产提供工艺与理论参考,为木素生物质资源的高值化利用提供一条新途径。以膨润土、Na Y分子筛为载体制备得到固定化漆酶和固定化Co（salen）催化剂,通过SEM、FT-IR、XRD、ICP-OES等技术进行表征。结果表明,漆酶和Co（salen）已被成功固载于载体,固定化漆酶和固定化Co（salen）制备成功。固定化后漆酶部分分布在膨润土载体表面,部分镶嵌在膨润土层间域或孔隙中,通过对膨润土固定化漆酶酶活的测定及计算,得出漆酶的酶活为936.7 U/g载体。通过ICP-OES表征手段测得固定化Co（salen）中Co的含量7.14 wt%。以30%H2O2为氧化剂,对室温下固定化漆酶-固定化Co（salen）催化转化硫酸盐木素的工艺条件进行初步研究时,研究发现,不同因素对木素降解的影响显着性程度不同,固定化漆酶与固定化Co（salen）一锅法催化转化硫酸盐木素的较佳工艺为:催化剂比例（固定化漆酶:固定化Co（salen）,m:m）1∶4,反应时间3 h,H2O2用量4 m L,催化剂用量8 mg,p H 8.5。在此工艺下获得木素降解率高达68.7%。为探究不同氧化剂对一锅法催化转化的影响,对氧化剂种类进行优化。结果表明,不同的氧化剂参与固定化漆酶-固定化Co（salen）催化转化木素时,木素三种基本结构单元的降解程度不同,不同的氧化剂参与时催化转化系统对产物选择性也不同。在DMD（dimethyldioxirane）、O2、Na2S2O8、（NH4）2S2O8、CH3COOOH和H2O2等几种氧化剂的筛选中,Na2S2O8效果最好,获得降解产物香草醛比例达到27.26%。另外,为获得更优化的催化转化工艺,以Na2S2O8为氧化剂,以初探最佳工艺为基础,对室温下固定化漆酶-固定化Co（salen）催化转化硫酸盐木素的工艺条件进行进一步优化研究。研究发现,实验探究中不同因素对木素降解的影响显着性程度不同;一锅法催化转化木素反应存在有效的协同效应,使一锅法催化效率明显优于单独催化或不加催化剂;乙醇在木素催化降解中起到了积极作用。固定化漆酶-固定化Co（salen）一锅法催化转化硫酸盐木素的优化工艺为:催化剂用量6 mg,Na2S2O8用量0.4 g,催化剂比例（固定化漆酶:固定化Co（salen）,m:m）2∶1,乙醇用量0.04 m L,反应时间4 h,反应体系p H 8。在优化工艺下获得木素降解率和香草醛比例分别为68.6%和34.31%。31P-NMR、GPC、GC-MS技术对各催化方式催化转化前后硫酸盐木素的结构和降解产物进行检测分析,结果表明,一锅法催化降解作用下,木素的分子量显着降低、多分散性趋于1,其中,Na2S2O8为氧化剂一锅法催化时,Na2S2O8协助固定化漆酶-固定化Co（salen）一锅法催化转化降解木素效率更高,分子量和多分散性减小程度最大,木素分子量分布最均匀。降解反应发生在硫酸盐木素的三种基本结构单元间,愈创木基（guaiacyl,G）型单体的连接键更容易断裂。降解产物中,G型单酚类产物所占比例最大,紫丁香基（syringyl,S）型其次,对羟苯基（p-hydroxylphenyl,H）型占比最低。相比于单个催化剂催化,固定化漆酶-固定化Co（salen）一锅法催化更有利于木素结构酚脱氢、结构单元间β-O-4连接键以及侧链上C-C、C-O键的氧化断裂;一锅法催化促进了木素中官能团更多的变化,羧基、酚羟基含量增加得更多,脂肪族羟基含量减少得更少,木素缩合结构被降解得更多。同时发现,在固定化漆酶-固定化Co（salen）一锅法催化转化反应体系中,两种催化剂存在显着的协同催化效应,使一锅法催化转化降解能力增强。
房玉婷[9]（2020）在《强化降酚菌固定化微球的制备及性能研究》文中认为苯酚是石油、造纸、医药和化工行业主要的原料或中间体,它作为最简单的酚类有机物,具有很强的毒性和生物累积性,随着工业的飞速发展,含酚废水的排放量越来越大,对生态环境造成了严重的威胁,因此迫切需要对含酚废水进行高效处理,固定化技术在含酚废水生物处理过程中因具有处理效率高、微生物不易流失和固液容易分离等特点,受到了研究者的广泛关注。本文以从活性污泥分离的高效苯酚降解菌ZS01为研究对象,首先考察了金属离子对ZS01生长和降酚效率的影响。结果表明,适量的金属离子会促进微生物的生长代谢,当Al3+、Mg2+、Fe3+和Ca2+的浓度分别为25 mg/L、90 mg/L、80 mg/L和100 mg/L时对菌株ZS01的生长和苯酚降解具有明显的促进作用;其中Fe3+的促进作用最大。而随着金属离子浓度的增加,则会对ZS01产生抑制效应。以4种不同的材料（琼脂、卡拉胶、明胶、聚乙烯醇）作为细菌ZS01的固定化载体,研究了不同载体固定化细菌对苯酚降解的影响,并对固定化细菌的表面结构、机械稳定性、存储稳定性和重复利用性分别进行了表征。结果表明,以3%琼脂为载体包埋细菌形成的固定化微球性能最佳,在60 h内对1500 mg/L苯酚的降解率可达100%;经过20次循环后,琼脂固定化微球仍保持完整形态,并且微球中细菌的相对活性还维持在130%以上;在4℃下存储30 d后,微生物依然保持较为稳定的降酚能力,琼脂固定化细菌对1500 mg/L苯酚的去除率可达90%。选择生物亲和性较强的琼脂和稳定性较强的卡拉胶耦合构建了复合强化降酚微球,根据混合微球的成球形状、流变性能和降酚性能,优化两种材料的最佳混合比例。结果表明,质量分数为2%的琼脂和2%的卡拉胶混合而成的微球具有最好的成球性能和最佳的凝胶性能,并且包埋细菌后具有最强的降酚性能。并通过比较复合材料固定化细菌和游离细菌降解苯酚的动力学参数,进一步验证了复合材料固定化细菌的优势。为了提高复合材料固定化细菌的降酚性能,在复合材料中加入了纳米磁性Fe3O4来耦合细菌ZS01,探究不同浓度Fe3O4对固定化细菌降酚性能的影响,并在Fe3O4最佳浓度的条件下,考察磁性复合载体固定化细菌的重复利用性。结果表明,Fe3O4的浓度范围在0～150 mg/L时,添加Fe3O4固定化细菌的降酚性能均高于悬浮细菌和未添加Fe3O4的固定化细菌,当Fe3O4的浓度为50 mg/L时,固定化细菌的降酚性能最佳,50 h内把1500 mg/L的苯酚全部降解,降酚性能的提高归因于Fe3O4促进了底物的传质效率和细胞的代谢降解速率。经过40次循环利用后,磁性复合载体包埋细菌的固定化微球仍保持完整形态,无破碎现象,表明磁性复合载体具有较强的机械强度,固定化细菌的相对活性虽略有下降,但仍然保持在120%以上。磁性复合载体较强的机械强度可能是由于纳米粒子的正电荷与卡拉胶生物聚合物基体硫脂键的负电荷之间的静电作用所致。最后研究纳米Fe3O4耦合的降酚强化微球和金属离子对活性污泥处理模拟含酚废水的影响。结果发现,固定化细菌和游离细菌对活性污泥处理含酚废水均有促进作用,其中固定化细菌对活性污泥的促进作用最为明显,28 h内苯酚的去除率为93%,48 h内COD的去除率为93%。在含有固定化细菌的活性污泥中添加4种金属离子（Al3+、Mg2+、Fe3+、Ca2+）均能促进活性污泥的处理效能,其中80 mg/LFe3+对活性污泥的促进作用最为明显,28 h内活性污泥对苯酚的去除率达到100%,48 h内对COD的去除率达到99.3%。由于高性能纳米材料耦合的固定化材料在模拟含酚废水处理中的高效性,为固定化微生物在实际工业废水的应用提供了理论依据和参考。
李亚茹[10]（2019）在《丝瓜瓤固定混合菌群修复水体芘-Cr（Ⅵ）复合污染的研究》文中提出随着工业与科技的不断发展,我国重金属的使用量以及PAHs的产生量与日俱增。通过大气沉降、雨水冲刷等迁移,这类复合污染最终在水体中大量形成导致PAHs和重金属复合污染态势日趋严重。因此寻求成本低廉、高效、环境友好的PAHs-重金属复合污染的生物修复技术,才是从根本上去寻找污染治理的良策从而达到综合治理与生态平衡的目的。本研究课题采用新型植物材料丝瓜瓤作为固定化载体,对高效芘降解菌粘质沙雷氏菌4-1（Serratia marcescens）和高效Cr（VI）还原菌节细菌属12-2（Arthrobacter sp）按照1:1比例制成固定化混合菌群。研究了固定化方法和载体条件,建立了高效稳定的固定化体系;研究了固定化混合菌群对芘-Cr（VI）复合污染的降解特性,并采用响应面设计法对其修复条件进行优化;对固定化混合菌群降解芘与还原Cr（VI）过程中的生长特性、降解动力学特征进行了研究与探讨;最后开展了固定化混合菌群对实际芘-Cr（VI）复合污染废水的修复效果试验。取得了以下主要研究成果:（1）确定了丝瓜瓤固定化混合菌群的最佳体系:即在菌株开始培养的同时加入5个1.2cm×1.2cm×0.7cm体积的丝瓜瓤载体进行固定为最佳体系。在此体系中,可将芘-Cr（VI）复合污染物中50mg/L芘降解率达40%（168h）,30mg/L Cr（VI）还原率达100%（24h）。（2）固定化混合菌群降解复合污染进程中,芘对Cr（VI）还原呈现低浓度促进,高浓度抑制的作用;而Cr（VI）则会抑制芘的降解。单因素及响应面优化研究的固定化混合菌群修复水体芘-Cr（VI）复合污染的最优条件:温度30.08℃,菌群投加量3.11%,p H 8.74,验证实验结果位于实验模型的置信区间内。（3）游离态及固定态混合菌群的生长特征均符合Logistic生长动力学方程。混合菌群对芘的降解符合一级降解动力学规律;在Cr（VI）初始浓度为中低浓度时,混合菌群还原Cr（VI）均符合一级降解动力学特征;Cr（VI）初始浓度为较高浓度时,较符合零级降解动力学的特征。（4）固定化混合菌群的实际应用:混合菌群对7种含有芘-Cr（VI）复合污染的实际废水处理效果表明,固定后的菌群比游离菌群环境适应性更强,污染物的去除效率高。其中有4种废水的Cr（VI）去除率均达100%,6种废水的芘降解率超过60%。载体丝瓜瓤可重复使用7次,并且第7次使用时Cr（VI）还原率仍为96%,芘降解率在41.5%,且丝瓜瓤的完整性基本不变。通过对水体芘-Cr（VI）复合污染的去除试验,建立了一套高效的固定化混合菌群的应用技术体系。为解决水环境PAHs-重金属复合污染的生物修复实践提供了理论依据及技术支持。
二、微生物固定化处理甲醇废水的实验研究（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、微生物固定化处理甲醇废水的实验研究（论文提纲范文）
（1）微生物及其固定化菌剂降解强力霉素的机理研究（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 四环素类抗生素的使用现状 |
| 1.1.1 强力霉素简介 |
| 1.1.2 强力霉素的使用 |
| 1.1.3 强力霉素在环境中的残留及危害 |
| 1.2 环境中四环素类抗生素的降解 |
| 1.2.1 非生物降解 |
| 1.2.2 生物降解 |
| 1.2.3 强力霉素降解的研究现状 |
| 1.3 微生物固定化技术研究现状 |
| 1.3.1 固定化细胞及其优点 |
| 1.3.2 固定化载体 |
| 1.3.3 固定化微生物降解污染物的机制 |
| 1.4 国内外研究存在的不足 |
| 1.5 本研究的目的意义、研究内容、技术路线及创新点 |
| 1.5.1 目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 主要技术路线 |
| 1.5.4 创新点 |
| 第二章 强力霉素高效降解菌株的筛选及鉴定 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂与培养基 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 强力霉素的分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 强力霉素降解菌株的筛选 |
| 2.3.2 系统发育树分析 |
| 2.3.3 强力霉素为唯一碳源 |
| 2.3.4 菌株的生长曲线 |
| 2.3.5 强力霉素降解菌的生长特性 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 强力霉素降解菌DD1 和DD2 的降解特性研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 pH值对降解菌降解强力霉素的影响 |
| 3.3.2 温度对降解菌降解强力霉素的影响 |
| 3.3.3 碳源类型对降解菌降解强力霉素的影响 |
| 3.3.4 胰蛋白胨浓度对降解菌降解强力霉素的影响 |
| 3.3.5 灭活细胞对强力霉素的吸附作用 |
| 3.3.6 动力学模型建立 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 强力霉素降解菌DD1 和DD2 的降解途径研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 强力霉素产物的抑菌性 |
| 4.3.2 强力霉素降解产物的分析鉴定 |
| 4.3.3 强力霉素的生物降解途径 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 DD1和稻草粉协同降解强力霉素的特性研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 动力学模型建立 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 固定化载体的选择 |
| 5.4.2 稻草粉的投加量对降解强力霉素的影响 |
| 5.4.3 载体粒径对降解强力霉素的影响 |
| 5.4.4 pH值对菌剂整体降解强力霉素的影响 |
| 5.4.5 胰蛋白胨浓度对菌剂整体降解强力霉素的影响 |
| 5.4.6 强力霉素浓度对菌剂降解强力霉素的影响 |
| 5.4.7 最佳条件下降解强力霉素 |
| 5.4.8 菌剂的重复使用 |
| 5.4.9 不同pH值条件下动力学 |
| 5.4.10 不同胰蛋白胨浓度条件下动力学 |
| 5.4.11 不同强力霉素浓度条件下动力学 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 DD1 和稻草颗粒协同降解强力霉素的机理研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 电镜扫描分析 |
| 6.3.2 强力霉素在菌剂中的分布 |
| 6.3.3 稻草颗粒对强力霉素的吸附机制 |
| 6.3.4 稻草颗粒吸附强力霉素的吸附等温线模型 |
| 6.3.5 菌剂中强力霉素的传质途径 |
| 6.3.6 强力霉素的降解产物 |
| 6.3.7 固定化细菌降解强力霉素的途径 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（2）微生物固定化技术强化焦化废水生化处理实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究课题的背景 |
| 1.1.1 煤焦化产业概述 |
| 1.1.2 焦化废水的来源 |
| 1.1.3 焦化废水的特点 |
| 1.2 焦化废水处理现状及研究进展 |
| 1.2.1 预处理 |
| 1.2.2 生物处理 |
| 1.2.3 深度处理 |
| 1.3 微生物固定化技术 |
| 1.3.1 工业废水处理中微生物固定化技术的应用 |
| 1.3.2 本实验固定化微生物载体的选择 |
| 1.4 论文研究的背景 |
| 1.4.1 千里山污水处理厂简介 |
| 1.4.2 千里山污水处理生化工艺评价 |
| 1.4.3 千里山污水处理厂生化段存在的问题 |
| 1.5 研究目的、主要内容及意义 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 主要研究内容及意义 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 不同载体强化焦化废水生化处理效果研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料与装置 |
| 2.2.2 实验水质及分析方法 |
| 2.2.3 实验方法及内容 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 不同载体对SBBR处理效果的影响 |
| 2.3.2 工艺条件的影响 |
| 2.3.3 最佳工艺条件下脱氮效果 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 载体强化焦化废水生物脱氮影响因素研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验装置与材料 |
| 3.3 实验方法与实验水质 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 溶解氧的影响 |
| 3.4.2 温度的影响 |
| 3.4.3 外加碳源的影响 |
| 3.4.4 运行方式的影响 |
| 3.4.5 运行周期的影响 |
| 3.4.6 进水负荷的影响 |
| 3.5 水解酸化的影响 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 焦化废水中COD降解动力学及N降解速率讨论 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验装置与材料 |
| 4.3 实验方法及内容 |
| 4.4 焦化废水强化生化处理COD降解动力学 |
| 4.5 焦化废水强化生化处理N降解速率讨论 |
| 4.5.1 运行周期48h降解曲线 |
| 4.5.2 运行周期72h降解曲线 |
| 4.6 小结 |
| 总结 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（3）填充式生物膜振荡流反应器中草甘膦废水的深度处理（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号清单 |
| 1 引言 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 研究内容 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 草甘膦废水处理研究现状 |
| 2.1.1 草甘膦简介 |
| 2.1.2 草甘膦生产工艺 |
| 2.1.3 草甘膦废水特点及处理方法 |
| 2.1.4 物理化学法 |
| 2.1.5 生物化学法 |
| 2.1.6 综合处理 |
| 2.2 生物膜法 |
| 2.2.1 生物膜法处理原理 |
| 2.2.2 生化反应动力学 |
| 2.2.3 生物脱氮 |
| 2.3 微生物法过程强化技术 |
| 2.3.1 高效微生物菌种 |
| 2.3.2 固定化微生物及其载体 |
| 2.3.3 强化传质的振荡流反应器 |
| 3 实验部分 |
| 3.1 实验实施 |
| 3.1.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 草甘膦废水及生物膜填料 |
| 3.2.1 草甘膦废水 |
| 3.2.2 生物膜填料 |
| 3.3 实验装置及操作步骤 |
| 3.3.1 生物膜振荡流反应器 |
| 3.3.2 实验操作步骤 |
| 3.4 分析方法 |
| 3.4.1 化学需氧量COD |
| 3.4.2 氮的测定 |
| 4 厌氧填充式振荡流反应器有机物降解结果与分析 |
| 4.1 水力停留时间影响实验 |
| 4.2 振荡条件的影响 |
| 4.3 温度对厌氧反应的影响 |
| 4.4 厌氧底物降解动力学 |
| 4.4.1 动力学参数确定 |
| 4.4.2 动力学方程的校验 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 好氧同步硝化反硝化结果与分析 |
| 5.1 水力停留时间影响 |
| 5.2 振荡条件的影响 |
| 5.3 溶解氧浓度影响 |
| 5.4 pH影响 |
| 5.5 好氧基质降解动力学 |
| 5.6 厌氧-好氧连续化运行 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及科研成果 |
（4）壳聚糖固定化包埋增强脱氮菌的稳定性和氮移除效率的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 水体中氨氮的来源及其危害 |
| 1.1.1 氨氮的来源 |
| 1.1.2 水中氨氮的危害 |
| 1.2 污水脱氮技术 |
| 1.2.1 物理及化学脱氮技术 |
| 1.2.2 生物强化脱氮技术 |
| 1.3 同步硝化反硝化菌 |
| 1.3.1 同步硝化反硝化菌的发现及研究进展 |
| 1.3.2 同步硝化反硝化菌的作用机理 |
| 1.3.3 同步硝化反硝化技术的特点及影响因素 |
| 1.3.3.1 同步硝化反硝化技术的特点 |
| 1.3.3.2 同步硝化反硝化菌的影响因素 |
| 1.4 微生物的固定化 |
| 1.4.1 微生物强化技术的投加方式 |
| 1.4.2 微生物固定化方法 |
| 1.4.3 固定化载体材料 |
| 1.5 课题的研究目的、内容和技术路线 |
| 1.5.1 课题的研究目的 |
| 1.5.2 研究内容与方法 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 1.6 本课题的创新点 |
| 2 固定化KSND-CH小球的制备及表征 |
| 2.1 试验材料及检测方法 |
| 2.1.1 菌种来源 |
| 2.1.2 培养基的配制 |
| 2.1.3 主要试剂与耗材 |
| 2.1.4 试验仪器 |
| 2.1.5 试验检测方法 |
| 2.2 试验操作 |
| 2.2.1 固定化KSND-CH小球的制备 |
| 2.2.2 固定化KSND-CH小球的表征 |
| 2.2.3 固定化KSND-CH氮移除特性 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 固定化KSND-CH小球的形态与特征 |
| 2.3.2 固定化KSND-CH小球的表征 |
| 2.3.3 固定化对KSND细胞活性的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 固定化KSND-CH稳定性能表征 |
| 3.1 试验材料及检测方法 |
| 3.1.1 主要溶液的配制 |
| 3.1.2 主要试剂 |
| 3.1.3 试验仪器 |
| 3.1.4 试验检测方法 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 不同影响因素下的脱氮性能研究 |
| 3.2.1.1 pH试验 |
| 3.2.1.2 重金属试验 |
| 3.2.1.3 有机溶剂试验 |
| 3.2.2 固定化KSND-CH小球重复使用批次研究 |
| 3.2.2.1 人工废水重复使用批次研究 |
| 3.2.2.2 生活污水重复使用批次研究 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 pH试验 |
| 3.3.2 重金属试验 |
| 3.3.3 有机溶剂试验 |
| 3.3.4 人工废水重复批次试验结果 |
| 3.3.5 生活污水重复批次试验结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 固定化KSND-CH在一体化净化设备中的应用 |
| 4.1 试验材料及检测方法 |
| 4.1.1 生活污水来源 |
| 4.1.2 试验设备 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 抗冲击试验 |
| 4.2.2 一体化设备应用 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 抗冲击试验 |
| 4.3.2 一体化净化设备应用试验 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 硕士期间发表论文情况 |
| 致谢 |
（5）固定化细胞处理三苯甲烷类染料废水的实验研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 2 孔雀石绿和结晶紫优势降解菌的筛选 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 孔雀石绿和结晶紫降解菌的筛选 |
| 2.3 孔雀石绿和结晶紫降解菌的形态观察 |
| 2.4 孔雀石绿和结晶紫降解菌的生长曲线 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 孔雀石绿和结晶紫的生物降解规律 |
| 3.1 孔雀石绿和结晶紫标准曲线的绘制 |
| 3.2 温度对孔雀石绿和结晶紫降解效率的影响 |
| 3.3 初始PH对孔雀石绿和结晶紫降解效率的影响 |
| 3.4 初始浓度对孔雀石绿和结晶紫降解效率的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 固定化细胞的制备和固定化条件优化 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.2 固定化细胞颗粒的制备 |
| 4.3 固定化条件优化 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 固定化细胞处理三苯甲烷类染料废水的研究 |
| 5.1 固定化细胞颗粒的制备 |
| 5.2 温度对固定化细胞处理孔雀石绿和结晶紫的影响 |
| 5.3 初始PH固定化细胞处理对孔雀石绿和结晶紫的影响 |
| 5.4 初始浓度对固定化细胞处理孔雀石绿和结晶紫的影响 |
| 5.5 固定化细胞和游离菌降解效果比较 |
| 5.6 固定化细胞的重复利用性 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 孔雀石绿和结晶紫降解动力学分析 |
| 6.1 孔雀石绿和结晶紫降解前后的全波长扫描图谱 |
| 6.2 降解动力学分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（6）重组木质素酶系对染料的降解及其固定化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 染料废水的污染及处理现状 |
| 1.1.1 染料废水的危害 |
| 1.2 生物方法处理染料废水 |
| 1.2.1 微生物降解染料废水 |
| 1.2.2 酶法降解染料废水 |
| 1.3 木质素酶系的研究进展 |
| 1.3.1 漆酶(Lac) |
| 1.3.2 木质素过氧化物酶(Lip) |
| 1.3.3 锰过氧化物酶(Mnp) |
| 1.4 木质素酶的分离纯化研究进展 |
| 1.4.1 木质素酶的异源表达 |
| 1.4.2 分离纯化 |
| 1.5 结构预测与分子对接 |
| 1.6 染料降解产物研究 |
| 1.6.1 降解产物分析现状 |
| 1.6.2 降解途径的推测 |
| 1.6.3 降解产物毒性研究 |
| 1.7 酶的固定化研究进展 |
| 1.7.1 固定化方法 |
| 1.7.2 固定化方法的应用 |
| 1.8 本论文的研究目的和内容 |
| 1.8.1 研究目的 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 1.8.3 实验技术路线 |
| 第二章 重组木质素酶表达量的提高 |
| 引言 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 菌株来源 |
| 2.1.2 试剂与仪器 |
| 2.1.3 培养基与培养方法 |
| 2.1.4 实验方法 |
| 2.1.5 分析方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 培养条件优化对重组酶表达的影响 |
| 2.2.2 培养基成分优化对重组酶表达的影响 |
| 2.2.3 诱导剂对重组酶表达的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 重组木质素酶的分离纯化及结构预测、分子对接 |
| 引言 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.2 重组酶 |
| 3.1.3 分离纯化实验方法 |
| 3.1.4 分析方法 |
| 3.1.5 重组酶的结构预测 |
| 3.1.6 分子对接 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 硫酸铵分级沉淀 |
| 3.2.2 DEAE-sepharose FF层析 |
| 3.2.3 重组酶模型结构的预测 |
| 3.2.4 分子对接 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 重组木质素酶对染料的降解研究 |
| 引言 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.2 重组酶 |
| 4.1.3 底物多样性实验 |
| 4.1.4 重组Lac,Lip及 Mnp对染料刚果红的降解研究 |
| 4.1.5 染料刚果红的降解条件优化实验 |
| 4.1.6 染料的降解产物分析 |
| 4.1.7 刚果红的降解路径分析 |
| 4.1.8 毒性实验 |
| 4.1.9 分析方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 底物多样性分析 |
| 4.2.2 重组木质素酶对染料刚果红的脱色研究 |
| 4.2.3 重组酶对刚果红的降解产物分析 |
| 4.2.4 重组酶对染料刚果红的降解路径分析 |
| 4.2.5 毒性实验 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 漆酶的固定化 |
| 引言 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验试剂与仪器 |
| 5.1.2 重组漆酶 |
| 5.1.3 海藻酸钠-壳聚糖固定化漆酶的制备 |
| 5.1.4 固定化漆酶固定条件的优化 |
| 5.1.5 固定化漆酶的储存稳定性 |
| 5.1.6 固定化漆酶对刚果红的降解 |
| 5.1.7 分析方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 固定化漆酶的条件优化 |
| 5.2.2 固定化漆酶的形貌特征(照片,SEM) |
| 5.2.3 固定化漆酶性能分析 |
| 5.2.4 固定化漆酶储存稳定性分析 |
| 5.2.5 固定化漆酶对刚果红的降解分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 导师评阅表 |
（7）微生物与生物炭耦合处理水体中氨氮与六价铬的协同性与机理研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 绪论 |
| 1.1 氨氮与六价铬 |
| 1.2 国内外水处理技术的研究现状 |
| 1.2.1 处理氨氮技术 |
| 1.2.2 处理六价铬技术 |
| 1.3 微生物处理技术研究进展 |
| 1.3.1 厌氧氨氧化处理氨氮技术 |
| 1.3.2 短程硝化反硝化处理氨氮技术 |
| 1.3.3 异养硝化同步好氧反硝化处理氨氮技术 |
| 1.3.4 微生物处理六价铬技术 |
| 1.3.5 不足之处 |
| 1.4 生物炭处理技术研究进展 |
| 1.4.1 生物炭处理氨氮 |
| 1.4.2 生物炭处理六价铬 |
| 1.4.3 不足之处 |
| 1.5 微生物与生物炭耦合技术研究进展 |
| 1.5.1 固定化技术研究 |
| 1.5.2 微生物与生物炭强化技术 |
| 1.6 研究内容、目的及意义 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 研究目的及意义 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验药品及仪器 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验试剂配制 |
| 2.3 菌株的获取与驯化 |
| 2.4 生物炭的制备 |
| 2.5 实验装置设计及参数设定 |
| 2.5.1 SBR装置 |
| 2.5.2 OUR测定装置 |
| 2.5.3 电化学分析装置 |
| 2.6 实验步骤安排 |
| 2.6.1 耦合体系去除氨氮的研究 |
| 2.6.2 耦合体系去除氨氮与六价铬复合污染物的研究 |
| 2.7 表征方法 |
| 2.7.1 扫描电镜与能谱(SEM-EDS) |
| 2.7.2 傅里叶红外光谱(FI-RT) |
| 2.7.3 X射线光电子能谱(XPS) |
| 2.7.4 比表面积与微孔(BET) |
| 2.8 测定与分析方法 |
| 2.8.1 目标污染物及中间产物的测定 |
| 2.8.2 磷脂浓度测定 |
| 2.8.3 耗氧速率测定 |
| 2.8.4 酶活性测定 |
| 2.8.5 自由氨浓度分析 |
| 2.8.6 交互作用分析 |
| 2.8.7 数据分析 |
| 3 微生物与生物炭耦合体系去除水体中的氨氮 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 独立微生物去除水体中氨氮特性 |
| 3.2.1 Pseudomonas stutzeri XL-2 去除氨氮特性 |
| 3.2.2 Acinetobacter baumannii AL-6 去除氨氮特性 |
| 3.3 独立生物炭去除水体中氨氮特性 |
| 3.3.1 核桃壳生物炭去除氨氮特性 |
| 3.3.2 改性核桃壳生物炭去除氨氮特性 |
| 3.4 微生物与不同生物炭耦合体系去除氨氮性能 |
| 3.5 不同微生物与生物炭耦合体系去除氨氮性能 |
| 3.6 生物炭的投加量对耦合体系去除氨氮影响 |
| 3.7 不同初始氨氮浓度对耦合体系去除氨氮影响 |
| 3.8 不同初始pH值对耦合体系去除氨氮影响 |
| 3.9 耦合体系在SBR中去除氨氮的性能表现 |
| 3.10 本章小结 |
| 4 微生物与生物炭耦合体系去除水体中的氨氮与六价铬 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 独立微生物同步去除氨氮与六价铬复合污染物特性 |
| 4.2.1 Pseudomonas stutzeri XL-2 去除复合污染特性 |
| 4.2.2 Acinetobacter baumannii AL-6 去除复合污染物特性 |
| 4.3 独立生物炭同步去除氨氮与六价铬复合污染物特性 |
| 4.3.1 核桃壳生物炭去除复合污染物特性 |
| 4.3.2 改性核桃壳生物炭去除复合污染物特性 |
| 4.4 微生物与不同生物炭耦合体系去除氨氮与六价铬性能 |
| 4.5 不同微生物与生物炭耦合体系去除氨氮与六价铬性能 |
| 4.6 生物炭投加量对耦合体系去除氨氮与六价铬影响 |
| 4.7 不同初始氨氮浓度对耦合体系去除氨氮与六价铬影响 |
| 4.8 不同初始六价铬浓度对耦合体系去除氨氮与六价铬影响 |
| 4.9 耦合体系在SBR中去除氨氮与六价铬性能表现 |
| 4.10 本章小结 |
| 5 微生物与生物炭耦合体系协同性机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 耦合体系去除氨氮协同性机理研究 |
| 5.2.1 微生物与生物炭交互作用评价 |
| 5.2.2 生物炭表征及其强化作用分析 |
| 5.2.3 活菌生物量分析 |
| 5.2.4 微生物代谢活性分析 |
| 5.2.5 AMO酶活性分析 |
| 5.2.6 耦合体系微观形态分析 |
| 5.2.7 耦合体系去除氨氮单一污染物协同性机理 |
| 5.3 耦合体系协同去除氨氮与六价铬协同性机理研究 |
| 5.3.1 微生物与生物炭交互作用评价 |
| 5.3.2 生物炭表征及其强化作用分析 |
| 5.3.3 活菌的生物量分析 |
| 5.3.4 微生物代谢活性分析 |
| 5.3.5 AMO酶活性分析 |
| 5.3.6 铬去除位置分布与贡献分析 |
| 5.3.7 电化学分析 |
| 5.3.8 耦合体系微观形态分析 |
| 5.3.9 耦合体系去除氨氮与六价铬复合污染物协同性机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与创新点 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读学位期间发表的论文目录 |
| B.作者在攻读学位期间取得的专利目录 |
| C.作者在攻读学位期间参加的科研课题目录 |
| D.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（8）固定化漆酶-固定化Co（salen）催化转化硫酸盐木素的优化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 0 引言 |
| 1.1 木素的概述 |
| 1.1.1 木素的组成及结构 |
| 1.1.2 木素的性质 |
| 1.2 木素的应用现状 |
| 1.3 催化降解制取木素基化学品 |
| 1.3.1 生物催化法 |
| 1.3.1.1 木素过氧化物酶催化 |
| 1.3.1.2 锰过氧化物酶催化 |
| 1.3.1.3 漆酶催化 |
| 1.3.2 化学催化法 |
| 1.3.2.1 催化热解 |
| 1.3.2.2 催化氢解 |
| 1.3.2.3 催化液化 |
| 1.3.2.4 催化氧化降解法 |
| 1.3.3 仿酶催化法 |
| 1.3.4 组合催化法 |
| 1.3.4.1 序批式法 |
| 1.3.4.2 一锅法 |
| 1.4 课题的提出 |
| 1.5 课题研究内容和研究思路 |
| 1.5.1 研究的主要内容 |
| 1.5.2 研究思路 |
| 第二章 固定化漆酶-固定化CO(SALEN)催化剂的制备与表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验与方法 |
| 2.2.1 实验原料与试剂 |
| 2.2.2 实验仪器与设备 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.3.1 固定化漆酶的制备 |
| 2.2.3.2 固定化CO(SALEN)的制备 |
| 2.2.3.3 固定化漆酶酶活测定 |
| 2.2.4 表征方法 |
| 2.2.4.1 固定化漆酶表征 |
| 2.2.4.2 固定化CO(SALEN)表征 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 固定化漆酶酶活 |
| 2.3.2 固定化漆酶的形貌分析 |
| 2.3.3 固定化漆酶的FT-IR分析 |
| 2.3.4 固定化漆酶的XRD分析 |
| 2.3.5 ICP-OES分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 固定化漆酶与固定化CO(SALEN)一锅法催化转化硫酸盐木素的初步研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验与方法 |
| 3.2.1 实验原料与试剂 |
| 3.2.1.1 实验原料 |
| 3.2.1.2 主要试剂 |
| 3.2.2 实验仪器与设备 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.3.1 缓冲液的配制 |
| 3.2.3.2 木素的催化转化处理 |
| 3.2.3.3 实验设计 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 正交实验 |
| 3.3.2 单因素实验 |
| 3.3.2.1 催化剂比例对硫酸盐木素催化转化的影响 |
| 3.3.2.2 反应时间对硫酸盐木素催化转化的影响 |
| 3.3.2.3 过氧化氢用量对硫酸盐木素催化转化的影响 |
| 3.3.2.4 催化剂用量对硫酸盐木素催化转化的影响 |
| 3.3.2.5 PH对硫酸盐木素催化转化的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 固定化漆酶-固定化CO(SALEN)催化转化硫酸盐木素的氧化剂选择与反应条件的优化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验与方法 |
| 4.2.1 实验原料与试剂 |
| 4.2.1.1 实验原料 |
| 4.2.1.2 主要试剂 |
| 4.2.2 实验仪器与设备 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.3.1 缓冲液的配制 |
| 4.2.3.2 DMD溶液的配制 |
| 4.2.3.3 不同氧化剂下木素的催化转化处理 |
| 4.2.3.4 各因素优化实验设计及木素的催化转化处理 |
| 4.2.3.5 产物GC-MS检测 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 不同氧化剂对硫酸盐木素催化转化的影响 |
| 4.3.2 正交实验 |
| 4.3.3 单因素实验 |
| 4.3.3.1 催化剂用量对硫酸盐木素催化转化的影响 |
| 4.3.3.2 过硫酸钠用量对硫酸盐木素催化转化的影响 |
| 4.3.3.3 催化剂比例对硫酸盐木素催化转化的影响 |
| 4.3.3.4 乙醇用量对硫酸盐木素催化转化的影响 |
| 4.3.3.5 反应时间对硫酸盐木素催化转化的影响 |
| 4.3.3.6 PH对硫酸盐木素催化转化的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 固定化漆酶-固定化CO(SALEN)催化转化硫酸盐木素结构变化及降解产物研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验与方法 |
| 5.2.1 实验原料与试剂 |
| 5.2.1.1 实验原料 |
| 5.2.1.2 主要试剂 |
| 5.2.2 实验仪器与设备 |
| 5.2.3 实验方法 |
| 5.2.3.1 缓冲液的配制 |
| 5.2.3.2 不同催化方式下木素的催化转化处理 |
| 5.2.3.3 GPC分析 |
| 5.2.3.4 产物GC-MS检测 |
| 5.2.3.5 ~(31)P-NMR分析 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 GPC分析 |
| 5.3.2 GC-MS分析 |
| 5.3.3 ~(31)P-NMR分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 论文创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录A 读硕士研究生期间发表的论文 |
（9）强化降酚菌固定化微球的制备及性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景及意义 |
| 1.2 含酚废水的危害 |
| 1.3 含酚废水的处理方法 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.3.4 降酚菌的种类及代谢途径 |
| 1.4 微生物固定化技术 |
| 1.4.1 微生物固定化的优势 |
| 1.4.2 微生物固定化的方法 |
| 1.4.3 微生物固定化载体的选择 |
| 1.4.4 纳米粒子耦合微生物固定化 |
| 1.5 课题研究的目的、技术路线及内容 |
| 1.5.1 研究的目的 |
| 1.5.2 课题研究的技术路线及内容 |
| 2 金属离子对细菌ZS01生长和降酚性能的影响 |
| 2.1 实验材料和方法 |
| 2.1.1 菌种来源及特性 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 配制试剂 |
| 2.1.4 实验仪器 |
| 2.1.5 实验药品 |
| 2.1.6 分析方法 |
| 2.1.7 实验方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 苯酚浓度对ZS01降酚性能的影响 |
| 2.2.2 造纸废水中金属离子的含量 |
| 2.2.3 不同金属离子对细菌ZS01生长和苯酚降解的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 不同材料固定化ZS01微球的制备及其物化性能 |
| 3.1 实验材料及方法 |
| 3.1.1 菌株来源 |
| 3.1.2 培养基 |
| 3.1.3 实验仪器 |
| 3.1.4 实验药品 |
| 3.1.5 分析方法 |
| 3.1.6 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 确定固定化材料的比例和固定化时间 |
| 3.2.2 表面形态及SEM分析 |
| 3.2.3 苯酚浓度对固定化细菌降酚性能的影响 |
| 3.2.4 不同材料对ZS01固定化微球降酚性能的影响 |
| 3.2.5 不同材料固定化颗粒降酚结束后的形貌特征 |
| 3.2.6 载体颗粒的机械强度 |
| 3.2.7 固定化颗粒的重复使用性能 |
| 3.2.8 固定化颗粒的存储稳定性 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 磁性纳米材料耦合细菌固定化微球的降酚研究 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 菌株来源 |
| 4.1.2 培养基 |
| 4.1.3 实验仪器 |
| 4.1.4 实验药品 |
| 4.1.5 分析方法 |
| 4.1.6 实验方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同复合载体的性能 |
| 4.2.2 复合载体固定化细菌的降酚性能 |
| 4.2.3 最佳性能复合载体的形态结构 |
| 4.2.4 苯酚降解动力学的Haldane模型 |
| 4.2.5 复合载体在混合细菌固定化的应用 |
| 4.2.6 Fe_3O_4浓度对固定化细菌降酚效果的影响 |
| 4.2.7 磁性纳米材料耦合微生物固定化微球的表征 |
| 4.2.8 磁性纳米材料耦合微生物固定化微球的重复使用性 |
| 4.2.9 不同材料固定化细胞的参数对比 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 强化降酚微球对活性污泥处理含酚废水的影响 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 菌株和载体 |
| 5.1.2 模拟废水 |
| 5.1.3 实际废水的选取 |
| 5.1.4 实验仪器和药品 |
| 5.1.5 分析方法 |
| 5.1.6 实验方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 造纸废水污染物分析 |
| 5.2.2 固定化细菌对活性污泥处理模拟含酚废水的影响 |
| 5.2.3 金属离子对活性污泥处理模拟含酚废水的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（10）丝瓜瓤固定混合菌群修复水体芘-Cr（Ⅵ）复合污染的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水体重金属与PAHs的来源与危害 |
| 1.1.1 PAHs的来源与危害 |
| 1.1.2 重金属的来源与危害 |
| 1.2 水体重金属和PAHs复合污染 |
| 1.2.1 复合污染概述 |
| 1.2.2 我国水体重金属和PAHs复合污染现状 |
| 1.2.3 水体重金属和PAHs复合污染的研究机制 |
| 1.2.4 微生物修复重金属-PAHs复合污染的研究进展 |
| 1.3 固定化微生物技术 |
| 1.4 本课题研究意义与内容 |
| 1.4.1 本课题研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 丝瓜瓤固定化体系的确立 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料 |
| 2.2.1.1 实验菌种 |
| 2.2.1.2 固定化材料 |
| 2.2.1.3 主要药品 |
| 2.2.1.4 培养基 |
| 2.2.1.5 主要试剂 |
| 2.2.1.6 仪器设备 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.2.1 单菌株对污染物的去除实验 |
| 2.2.2.2 游离混合菌群耐受芘和Cr(Ⅵ)复合污染的摇瓶实验 |
| 2.2.2.3 固定化载体预处理 |
| 2.2.2.4 固定化菌量实验 |
| 2.2.2.5 固定化载体实验 |
| 2.2.2.6 固定化时间实验 |
| 2.2.2.7 固定化细胞的形态及扫描电镜观察 |
| 2.2.3 相关分析检测方法 |
| 2.2.3.1 菌株生长量的检测 |
| 2.2.3.2 菌株Cr(Ⅵ)还原率的检测 |
| 2.2.3.3 菌株芘降解率检测 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 单菌株对污染物的去除实验 |
| 2.3.2 游离混合菌群的耐受情况 |
| 2.3.3 接菌量对载体吸附效果的比较 |
| 2.3.4 不同体积丝瓜瓤固定混合菌群对芘-Cr(Ⅵ)去除效率的影响 |
| 2.3.5 不同数量丝瓜瓤固定混合菌群对芘-Cr(Ⅵ)去除效率的影响 |
| 2.3.6 不同固定时间对丝瓜瓤固定混合菌群芘-Cr(Ⅵ)去除效率的影响 |
| 2.3.7 固定化细胞的形态及扫描电镜结果 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 固定化混合菌群修复芘-Cr(Ⅵ)复合污染的条件优化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料 |
| 3.2.1.1 仪器设备 |
| 3.2.1.2 主要试剂 |
| 3.2.1.3 材料 |
| 3.2.2 方法 |
| 3.2.2.1 固定化细胞处理下芘-Cr(Ⅵ)互作关系研究 |
| 3.2.2.2 固定化混合菌群降解芘同时还原Cr(Ⅵ)条件探究 |
| 3.2.2.3 响应面优化设计 |
| 3.2.3 污染物分析检测方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 Cr(Ⅵ)浓度对固定化混合菌群降解芘的影响 |
| 3.3.2 芘浓度对固定化混合菌群还原Cr(Ⅵ)的影响 |
| 3.3.3 不同温度对固定化混合菌群降解芘同时还原Cr(Ⅵ)的影响 |
| 3.3.4 不同p H对固定化混合菌群降解芘同时还原Cr(Ⅵ)的影响 |
| 3.3.5 不同接种量对固定化混合菌群降解芘同时还原Cr(Ⅵ)的影响 |
| 3.3.6 响应面法对固定化混合菌群还原Cr(Ⅵ)方程的建立 |
| 3.3.6.1 方差分析 |
| 3.3.6.2 双因子交互作用分析 |
| 3.3.7 响应面法对固定化混合菌群降解芘方程的建立 |
| 3.3.7.1 方差分析 |
| 3.3.7.2 双因子交互作用分析 |
| 3.3.8 固定化混合菌群去除芘-Cr(Ⅵ)复合污染的最佳条件确立及验证 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 混合菌群修复芘-Cr(Ⅵ)复合污染的动力学研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料 |
| 4.2.2 方法 |
| 4.2.2.1 Logistic方程 |
| 4.2.2.2 Gompertz方程 |
| 4.2.2.3 米氏方程 |
| 4.2.2.4 米氏方程简化 |
| 4.2.2.5 混合菌群模拟芘-Cr(Ⅵ)复合污染环境降解测试 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 混合菌群的生长动力学 |
| 4.3.2 混合菌群对芘-Cr(Ⅵ)复合污染中芘降解的动力学研究 |
| 4.3.3 混合菌群对芘-Cr(Ⅵ)复合污染中Cr(Ⅵ)还原的动力学研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 固定化混合菌群的实际应用研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 材料 |
| 5.2.1.1 主要实验仪器设备 |
| 5.2.1.2 主要实验试剂 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.2.1 样品采集 |
| 5.2.2.2 供试水体的基本理化性质 |
| 5.2.2.3 固定化混合菌群去除实验 |
| 5.2.2.4 固定化载体的重复利用 |
| 5.3 结果分析 |
| 5.3.1 采样结果 |
| 5.3.2 供试水体的基本理化性质 |
| 5.3.3 固定化混合菌群去除实验结果 |
| 5.3.4 固定化载体重复利用 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 研究结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间的主要成果 |
四、微生物固定化处理甲醇废水的实验研究（论文参考文献）
- [1]微生物及其固定化菌剂降解强力霉素的机理研究[D]. 何婷. 中国地质大学, 2021(02)
- [2]微生物固定化技术强化焦化废水生化处理实验研究[D]. 张发奎. 兰州交通大学, 2021(02)
- [3]填充式生物膜振荡流反应器中草甘膦废水的深度处理[D]. 陆青云. 浙江大学, 2020(05)
- [4]壳聚糖固定化包埋增强脱氮菌的稳定性和氮移除效率的研究[D]. 赵若瑾. 浙江农林大学, 2020(07)
- [5]固定化细胞处理三苯甲烷类染料废水的实验研究[D]. 李晶莹. 中国矿业大学, 2020(01)
- [6]重组木质素酶系对染料的降解及其固定化研究[D]. 刘思琪. 石河子大学, 2020(05)
- [7]微生物与生物炭耦合处理水体中氨氮与六价铬的协同性与机理研究[D]. 於阳. 重庆大学, 2020(02)
- [8]固定化漆酶-固定化Co（salen）催化转化硫酸盐木素的优化研究[D]. 马雪梅. 昆明理工大学, 2020(05)
- [9]强化降酚菌固定化微球的制备及性能研究[D]. 房玉婷. 陕西科技大学, 2020(02)
- [10]丝瓜瓤固定混合菌群修复水体芘-Cr（Ⅵ）复合污染的研究[D]. 李亚茹. 温州大学, 2019(03)