一、固定化微生物颗粒吸附平衡方程和动力学模型（论文文献综述）
罗子健[1]（2021）在《抗生素耐受菌的固定及其降解抗生素废水中COD的研究》文中提出废水中的抗生素对微生物的活性具有强烈的抑制作用,难以用传统的微生物方法降解抗生素废水中的COD。论文利用课题组之前发现的一株高浓度抗生素耐受菌（Stenotrophomonas sp.）,制备了固定化菌剂,用于抗生素废水中COD的生物降解。论文以甘蔗渣为原材料,通过浸渍法制备了磁性生物炭,用单因素试验优化了磁性生物炭的制备条件,并对生物炭进行了表征分析;用单因素试验和响应面方法优化了固定化菌剂的制备条件,以及固定化菌剂降解实际废水中COD的条件;研究了不同种类不同浓度抗生素存在条件下,固定化菌剂和原水微生物对废水中COD的降解作用。通过上述研究得出如下主要结论:（1）成功制备了磁性生物炭。通过单因素试验优化后的磁性生物炭制备条件为热解温度600℃,热解时间为1 h。在该热解条件下,磁性改性后的生物炭吸附微生物的能力较未改性生物炭有所降低,改性后生物炭的比表面积、孔容等有所降低,而平均孔径有所增加。磁性改性生物炭表面散布大量铁氧晶体颗粒,X射线衍射分析表明,生成的磁性颗粒为Fe2O3。（2）固定化温度、时间和载体投加量对生物炭吸附固定微生物有较大影响。经单因素和响应面实验优化后的固定化菌剂最佳制备条件为:温度33.1℃、时间21.1 h、生物炭投加量1.28 g/L、p H=7.0、接种量5%。（3）固定化菌剂能有效降解实际废水中的COD。对于不含抗生素的实际废水（已灭活原水微生物）,30 h内固定化菌剂即可有效降解废水中COD（降解率达到50%以上）。经单因素与响应面实验优化后的固定化菌剂降解废水COD最佳条件为:摇床转速171 r/min、菌剂投加量5.12 g/L、p H=5.9、温度30℃,在此条件下COD的预测降解率为67.3%。（4）固定化菌剂能有效提高抗生素废水中COD的降解率。组合抗生素较单一抗生素更能抑制原水微生物对COD的降解,添加固定化菌剂后,组合抗生素废水中COD降解率的提高幅度也更高。分别在浓度为10-100mg/L的氧氟沙星、土霉素、头孢噻吩、青霉素或磺胺二甲嘧啶单一抗生素废水中添加固定化菌剂后,废水COD的降解率较未添加固定化菌剂时提高了7.8–23.1%。在总浓度为10-100 mg/L的青霉素+氧氟沙星、青霉素+土霉素、青霉素+头孢噻吩、氧氟沙星+土霉素或土霉素+头孢噻吩组合抗生素（成分浓度比1:1）废水中添加固定化菌剂,废水COD的降解率显着提高了10.3–40.9%。
杨文博[2]（2021）在《开孔聚氨酯泡沫固定化黄曲霉A5P1及其对蒽醌染料脱色的研究》文中研究说明合成染料作为一种难降解有机污染物,对环境危害较大,生物修复是消除有机污染物的绿色、廉价的可选策略之一。为构建稳定且高效的生物处理系统,本论文基于细胞固定化技术,以实验室自行筛选的一株黄曲霉A5P1为脱色用菌,以蒽醌染料RB4为模型污染物,围绕提高生物处理效率和生物系统的稳定性开展研究工作。论文主要结论如下:（1）生物处理系统的构建及基本特性。选择聚氨酯泡沫（PUF）作为基质构建固定化细胞系统,以蒽醌RB4染料为模型研究生物系统的脱色机制。结果表明,60 PPI开孔PUF固定化细胞具有最佳的脱色效果,28 h可以全部去除200 mg/L的RB4,而游离细胞需要48 h。通过Langmuir方程、Freundlich方程研究PUF对RB4的吸附特性,理论最大吸附容量为3.96 mg/g,与实验值3.35 mg/g较为接近,表明固定化系统脱色主要是生物作用。可用Logistic方程描述染料脱色与生物代谢产物之间的关系。初步认为,固定化细胞较高的最大比生长率和胞外酶活是脱色增强的原因之一。SEM观察到的形态学特征表明,细胞成功固定在PUF中,呈现交替缠绕的开放网络形态。（2）固定化生物系统的稳定性。PUF固定化细胞可以在25-40℃、pH 4-10的范围去除300 mg/L的RB4染料。在30℃、pH=6的最佳条件下,固定化系统的最高脱色率为100%,游离系统最高脱色率为85.0%。PUF固定化细胞可耐受2000 mg/L的RB4和50 g/L的盐含量,并保持较好的降解活性。此外,固定化细胞可重复使用7个周期并保持90.0%的脱色能力,游离细胞下降至74.3%。结果表明,PUF固定化细胞体系具有良好的耐受性和稳定性,处理含高浓度污染物的废水具有一定的优势。初步分析认为,细胞生长量及PUF的吸附不是影响固定化系统脱色的主要因素,固定化系统可改善细胞的微环境,相关脱色酶的催化性能及细胞的吸附能力增强,这可能是固定化系统提高脱色效率的原因。（3）填充床生物反应器中的放大研究。在间歇模式下,PUF固定化细胞系统在20-40℃具有良好的脱色效果,在最佳温度30℃时固定化细胞脱色率达94.7%,游离细胞仅为70.6%。固定化细胞对糖类的消耗高于游离细胞,反映出固定化细胞较高的代谢活力,可能是其脱色率高的原因。染料浓度700mg/L下,出现细菌感染现象,固定化细胞脱色率可保持68.5%,游离细胞脱色率仅为24.9%,表明固定化系统对细菌感染具有一定抵抗性。在连续模式中,固定化细胞系统在60 m L/h流速中可维持81.0%的脱色率,游离细胞在45 m L/h流速下脱色率下降至67.9%,PUF的多孔结构改善了传质,促进微生物对RB4的生物降解。在30 m L/h的流速下,固定化细胞反应器可稳定运行26天且脱色率为86.1%,而游离细胞脱色率下降至46.8%,展示出PUF固定化细胞在生物反应器良好的运行稳定性和实际应用潜力。
孟蒙蒙[3]（2021）在《利用改性及固定菌生物炭去除海水中石油的研究》文中提出随着世界各国对石油的需求和海上石油开采运输的增加,海洋溢油事故频繁发生,对海洋环境和生态安全造成严重的威胁。生物炭（Biochar,BC）由生物质材料限氧热解制得,具有材料来源广泛、制备工艺简单和价廉等优点,同时还因其孔隙多,比表面积大,官能团丰富而具有较强的吸附能力,可用于修复海洋石油污染。本研究首先以玉米芯（corncob）、松木屑（pine sawdust）和玉米秸秆（maize straw）等三种生物质为原材料制备生物炭,然后采用盐酸和铁盐对其改性,比较了生物炭和改性生物炭对海水中石油的去除效果,并通过比表面积、扫描电镜、表面官能团及零点电荷等分析手段对生物炭进行表征;研究了材料来源、热解温度和改性剂的种类和浓度对生物炭吸油性能的影响,利用吸附动力学和等温吸附模型,探究改性生物炭对石油的吸附作用机制。为去除生物炭中吸附的石油,以改性生物炭为载体固定石油烃降解菌,并明确了固定化菌剂的最优工艺条件;通过对比土着菌、富集菌、生物炭、固定菌的生物炭、土着菌与固定菌的生物炭联合等5种方式处理海水中的石油,确定了去除海洋溢油的最优条件;通过对比固定菌和非固定菌两种条件下BC/水相中细菌群落结构及多样性,探究生物炭的加入对细菌群落和多样性的影响。研究得出以下主要结论:（1）以玉米芯、松木屑和玉米秸秆生物质为原料,在300℃、400℃和500℃下热解2h,共制得9种生物炭;以盐酸和铁盐为改性剂,共制得57种改性生物炭;改性生物炭相比生物炭的孔隙结构更复杂,凹凸不平,出现新的微孔,且比表面积和孔容发生不同的变化,表面含氧官能团数量减少,零点电荷降低。（2）热解温度、材料来源和改性剂对生物炭的吸油性能影响显着。对三种生物炭进行改性发现改性生物炭吸油性能明显提高,其中盐酸改性对玉米芯生物炭和松木生物炭的吸油性能影响较大,但吸油能力没有随着盐酸浓度的增加而增加,铁盐改性对玉米秸秆生物炭的影响最大,改性后三种生物炭的最大吸附量分别为2.12 g/g（10H400-CCBC）、2.18 g/g（5H400-PSBC）和2.17 g/g（Fe500-MSBC）。（3）改性生物炭对海水中石油的吸附符合准二级动力学和Freundlich等温模型,吸附过程主要由化学反应、表面扩散和颗粒内扩散共同控制,且在20℃下吸附最有利于进行。（4）以5H300-CCBC、5H400-PSBC和Fe500-MSBC作为微生物载体,对石油烃降解菌的固定率分别为42.75%、63.31%和51.66%。对固定化条件进行优化,结果表明,摇床转速和固定时间对生物炭固定微生物的效率影响较大,微生物接种量对其影响最小;得到最佳组合为:以5H400-PSBC为载体、微生物接种量10%、摇床转速180 r/min条件下固定4 h。对比土着菌、富集菌、生物炭、固定菌的生物炭、土着菌和固定菌生物炭联合对海水中石油的去除率,结果表明,土着菌和固定菌生物炭联合吸附降解石油的效率高达93.05%,其去除效果远高于土着菌和富集菌的去除效果。（5）Alpha多样性分析数据表明,该结果可真实反映测定样品中微生物的丰富度和多样性,投加固定菌BC会改变环境微生物的群落多样性,BC相比水相中细菌群落的丰富度降低,但均匀性升高。Bac@BC、Bac@W、N@BC和N@W共有的OTUs在属水平上进行分类,丰度较高的优势菌主要有不动杆菌属Acinetobacter（76.65%）、交替赤杆菌属Altererythrobacter（10.25%）、假单胞菌属Pseudomona（2.83%）、食碱菌属Alcanivorax（2.11%）、鞘脂单胞菌属Sphingopyxis（1.11%）。（6）对BC/水相中细菌群落结构组成进行分析,结果表明,在门和纲水平上差异性较小,但在属水平上差异较大,其中Bac@BC的优势菌依次为Acinetobacter（82.04%）、Altererythrobacter（5.77%）、Pseudomonas（4.59%）和Sphingopyxis（2.22%）,Bac@W的优势菌依次为Acinetobacter（71.39%）、Altererythrobacter（11.17%）;而N@BC的优势菌依次为Acinetobacter（84.92%）、Altererythrobacter（9.35%）,N@W的优势菌依次为Acinetobacter（68.37%）、Altererythrobacter（14.07%）和Alcanivorax（4.46%）。这些细菌均为海洋中的石油烃降解菌,对海水中的石油烃有较好的去除效果。其中Bac@BC中Pseudomonas的丰度相比N@BC高,说明生物炭可以为多环芳烃降解菌提供适宜的生存空间,促进其繁殖,从而提高了对石油的降解率。
何婷[4]（2021）在《微生物及其固定化菌剂降解强力霉素的机理研究》文中研究指明强力霉素（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。
毛世丽[5]（2021）在《高效河/库治理多功能菌—矿复合颗粒研发及其污染调控过程分析》文中提出“十四五”规划关于水生态环境中突出水资源、水生态、水环境的“三水”统筹,增加了水生态的目标要求,故而改善水体质量是基础。水体环境治理近年来已初见成效,但仍存在着治理时间长,治理成本高,污染反复等问题,故而本研究致力于研发多功能菌矿复合颗粒,利用微生物和矿物共同作用,实现对水体的高效修复目标。通过对高效微生物的作用特性研究发现,COD降解菌C4属于杆菌属（Bacillus）,对COD去除率为63.6%,硝化菌X4属于不动杆菌属（Acinetobacter）,对NH4+-N去除率为75.4%,反硝化菌F5属于苍白杆菌属（Ochrobactrum）,对TN去除率为79.8%,聚磷菌W1属于不动杆菌属（Acinetobacter）,对TP去除率为87.3%。其单菌株C4、X4、F5、W1的最佳投加量分别为3%、2%、3%、4%;混合菌株的最佳比例菌株C4投加量5%、菌株X4投加量1%、菌株F5投加量2%、菌株W1投加量5%。通过载体颗粒制备及对氮磷吸附特性分析发现,载体颗粒最优配比为矿物A:矿物B:矿物C:添加剂A=0.342:0.330:0.229:0.100;对氨氮的吸附过程符合Freundlich和Langmuir等温吸附模型,最大饱和吸附量达1.85mg/g;对磷的吸附以化学吸附为主,Langmuir等温吸附模型能较好反映吸附过程,其最大饱和吸附量达1.19mg/g。验证多功能菌矿复合颗粒作用效果,其对模拟废水中COD、NH4+-N、TN、TP的去除率分别为79.8%、76.7%、71.8%、80.8%。在大桶实验中,投加量为5g/L时,其对污染物的去除作用仍较好,对COD、TP、NH4+-N、TN的去除率分别为71.6%、56.8%、57.3%、51.8%,有工程应用的可能性。通过对颗粒作用后的氮磷形态和含量分析发现,空白载体颗粒对氮是吸附氨氮为主,以IEF-N存在;菌矿复合颗粒主要增加的是硝态氮,以WAEF-N存在。空白载体颗粒对磷的吸附主要增加的是HCl-P,菌矿复合颗粒在作用时,则主要转化为颗粒中的Na OH-P和HCl-P,同时颗粒上的微生物去除颗粒中的Na OH-P,达到两者协同处理水中磷的效果。本研究将构建微生物和矿物复合体系,实现矿物快速吸附、微生物持久作用修复水体的目标,为水体绿色修复提供依据。
罗红霞[6]（2021）在《矿物颗粒调控下高效菌株对苯胺黑药和菲的污染治理研究》文中提出苯胺黑药和菲作为常见的选矿药剂和多环芳烃污染物,因为对人类健康和环境的危害都不容忽视,所以对其的治理刻不容缓。目前微生物法处理苯胺黑药和菲因为其绿色廉价、不易产生二次污染等特点,成为国内外的研究热点。本文通过筛选菌株对苯胺黑药进行处理,使用非金属矿作为载体,利用固定化微生物对苯胺黑药和菲污染进行治理。从活性污泥中筛选出伯克霍尔德菌属和肠杆菌属以及购买的铜绿假单胞菌,作为本论文的实验菌株。通过对菌株生长特性、溶液中苯胺黑药和菲浓度变化和测定溶液中产物,探究菌株处理苯胺黑药和菲影响因素及代谢途径。结果表明:微生物添加量对降解速率有促进作用,铜绿假单胞菌较为适合在中性条件（p H值为6.5-7.5）生长,B-1和B-4菌在弱酸环境（p H在5.5-6.5）时对苯胺黑药的降解速率明显快于处于碱性环境。通过气相质谱仪的测定,确定B-4菌株处理苯胺黑药过程中生成了苯胺。对载体材料选择,结果表明:十六烷基三甲基溴化铵（CTMAB）改性沸石吸附菲与Langmuir吸附等温式拟合度较好（RL=0.994）,本文实验中吸附剂的1/n值等于0.45,综上,菲在CTMAB改性沸石上较容易发生多分子层吸附;1#颗粒对苯胺黑药的吸附结果在Freundlich模型拟合度更优（RF=0.946>RL=0.926）,本文实验中吸附剂的1/n值等于0.851苯胺黑药在1#颗粒上较易发生吸附反应。通过对改性沸石吸附前后的傅里叶红外测定发现:吸附后改性沸石在3838.74cm-1和3736.38cm-1处产生了一系列新峰,这是由于菲上的C-H基团的作用所致;3445 cm-1处峰强度明显增加,可能与-OH和N-H等官能团有关。经过对菌株和载体进行优选确定后,制成固定化微生物。结果表明:初始p H值为9以上,苯胺黑药浓度300mg/L,经固定化微生物处理16d后,对苯胺黑药的去除率可以达到67.44%。固定化铜绿假单胞菌对溶液中菲处理160h后,去除率达到86.92%。当土壤中菲的初始浓度为20mg/kg,加入铜绿假单胞菌处理50d后去除率为18.13%,加入沸石-铜绿假单胞菌联合体系处理50d后,去除率为27.85%。
吴康莉[7]（2021）在《Bacillus thuringiensis对亚甲基蓝的脱色机理及其固定化研究》文中研究说明由于染料的广泛应用和年产量的增加,染料废水污染已成为主要的环境问题之一。染料的高色度、毒性、致癌和致突变性,不仅影响水生系统的光合作用,还会危害人类身体健康。因此,染料废水在排放到自然环境中之前必须进行处理。微生物降解已被证明是染料脱色和降解的一种经济,有效的方法。本研究旨在分离筛选出对亚甲基蓝染料具有高效脱色作用的菌株,考察不同脱色条件对菌株脱色的影响,从降解酶,降解产物初步分析菌株的脱色机理,并对脱色菌株进行固定化研究,分析固定化菌株对亚甲基蓝的去除机理。主要研究结果如下:（1）从原始森林土壤中分离筛选出一株对亚甲基蓝具有高效脱色作用的木质素酶产生菌株F5,通过形态学和分子生物学鉴定,确定菌株F5为苏云金芽孢杆菌Bacillus thuringiensis。（2）单因素脱色试验结果表明,在pH 6.0,温度30℃,转速140 rpm,接种量6%时,菌株F5对亚甲基蓝的脱色率可达95%。并且菌株F5对亚甲基蓝和盐浓度具有一定的耐受性,当亚甲基蓝浓度为200 mg/L时,脱色12h时,脱色率为89.6%,当NaCl浓度达到50 g/L时,12 h后的脱色率仍为82.8%。（3）通过UV-vis光谱、FT-IR光谱和GC-MS分析了菌株F5降解亚甲基蓝前后的中间代谢产物。在UV-vis和FT-IR光谱中,降解后特征吸收峰的消失和新吸收峰的出现,表明亚甲基蓝分子结构的破坏并且降解后产生了新的代谢产物。GC-MS证实了菌株F5能使亚甲基蓝的结构发生变化,将其降解为小分子化合物,降解过程中产生4种主要的中间代谢产物。基于产物分析,推断出了亚甲基蓝可能的降解途径。菌株F5对亚甲基蓝的降解作用,是漆酶（Lac）,锰过氧化物酶（Mn P）,木质素过氧化物酶（Li P）和NADH-DCIP还原酶协同作用的结果,其中,Lac和Mn P是降解过程中的关键酶。植物毒理学试验结果表明,与母体化合物相比,降解产物的毒性明显降低,但仍具有一定的毒性。（4）以聚乙烯醇（PVA）、海藻酸钠（SA）和活性炭（AC）作为菌株F5的固定化载体,制备了3种固定化细胞WT,HB和WB。通过SEM、BET、FT-IR、XPS以及动力学、等温模型和热力学分析固定化细胞对亚甲基蓝的去除机理。结果表明,3种固定化细胞可以有效去除亚甲基蓝,固定化细胞较大的比表面积和中空结构,有利于亚甲基蓝的吸附,并且表面含有丰富的官能团,为亚甲基蓝的吸附提供了活性位点。动力学结果表明,WT,HB,WB对亚甲基蓝的吸附过程均符合准二级动力学;WT的吸附符合单分子层吸附Langmuir模型,最大吸附量为182.82 mg/g;而Freundlich模型能更好地描述HB和WB对亚甲基蓝的吸附。此外,WT、HB、WB在不同温度下对亚甲基蓝的吸附过程是自发进行的吸热过程。
王天杰[8]（2020）在《丝瓜络及其固定化微生物对环境中PAHs的吸附-降解作用》文中认为多环芳烃（PAHs）属于持久性有机污染物,对环境污染严重。生物质材料对PAHs吸附能力强,且可作为良好的微生物固定化载体,因此,以生物质材料为载体进行微生物固定化是去除土壤PAHs的有效途径。然而在土壤-微生物界面上复杂的吸附-生物吸附及生物降解过程,是目前研究中的难点,且吸附-降解的关系尚不明确。从而,研究探索吸附与降解过程成为了重点。本文在综述国内外PAHs的吸附、降解原理和影响因素以及讨论丝瓜络在环境中应用的基础上,提出用生物质丝瓜络固定化微生物,开展丝瓜络及其固定化微生物对环境中PAHs的吸附-降解作用研究。本文通过对丝瓜络生物质材料进行不同的改性处理:未改性（UM）、碱化（AL）、酸解（AH）、高温高压改性（HC）,研究了其对水中痕量PAHs的吸附特征。结果表明:经SEM表征,改性丝瓜络表面结构发生变化,其中经高温高压改性的丝瓜络表面褶皱最多,比表面积最大;经红外表征,丝瓜络对PAHs的吸附能力的提高或者降低可能与甲基、三键、酰胺、芳香C=C及纤维素等变化有关;四种丝瓜络对Phe、Pyr的吸附量关系为:HC>AL>UM>AH。研究表明经高温高压改性的丝瓜络比表面积最大、对Phe与Pyr吸附量最大,并且是较好的固定化材料。在此基础上,研究了高温高压改性丝瓜络与土壤对Phe的竞争吸附机理,探究投加高温高压改性丝瓜络的土壤中Phe在不同条件下的迁移行为。结果表明:改性丝瓜络（CK-丝瓜络）、土壤（CK-土壤）、混合物中改性丝瓜络（LS-丝瓜络）、混合物中土壤（LS-土壤）、混合物（LS）对Phe的平衡吸附量分别为3.21μg·mg-1、23.65μg·g-1、0.56μg·mg-1、21.58μg·g-1、24.27μg·g-1;改性丝瓜络混合于土壤后,LS-丝瓜络对Phe的竞争吸附过程服从于准二级动力学模型,LS-土壤及LS对Phe的竞争吸附过程均服从于准一级动力学模型。p H=7、p H=6、p H=8时土壤中Phe的平衡迁移量分别为5.36、10.73、9.17μg,土壤中Phe向改性丝瓜络迁移过程中,改性丝瓜络对Phe的吸附过程服从于准二级动力学模型。为了研究固定化微生物对土壤PAHs的生物吸附以及生物降解的共同作用,以假单胞菌（Pseudomonas sp.SDR4,简称S4）、毛霉真菌（Mucormucedo sp.SDR1,简称S1）为研究对象,高温高压改性丝瓜络为载体,采用微生物固定化技术,研究了其对土壤PAHs的吸附和降解动力学,并探讨了固定化微生物对土壤PAHs的吸附机理及吸附降解关系。结果表明:试验60d,改性丝瓜络（CK）、死体固定化S1（S1-D）、死体固定化S4（S4-D）、死体固定化S1与S4混合菌（S1+S4-D）对Phe（Phe）的动态平衡吸附量分别为5.28、6.82、5.73、7.46μg,对Pyr（Pyr）的动态平衡吸附量分别为4.17、4.72、4.53、5.00μg,死体固定化微生物对Phe与Pyr的吸附过程均服从于准二级动力学;活体真菌S1、细菌S4、混合菌S1+S4对Phe的动态吸附量分别为2.32、2.01、2.76μg,对Pyr的动态吸附量分别为2.79、2.41、3.14μg,活体固定化微生物对土壤中Phe与Pyr的准一级动力学与准二级动力学拟合结果R2相差较小;S1、S4、S1+S4对Phe的降解率分别为54.34%、61.45%、64.23%,对Pyr的降解率分别为38.42%、35.02%、42.43%;经S1、S4、S1+S4处理后,Phe的降解半衰期分别为38.88、29.41、25.63 d,Pyr的降解半衰期分别为64.76、69.02、59.28 d。研究表明,四种改性丝瓜络对Phe、Pyr的吸附过程均服从于准二级动力学,且吸附机制更符合单分子层吸附的Langmuir吸附模型。改性丝瓜络与土壤混合,混合物整体吸附量增加;但由于竞争吸附力的存在,吸附剂土壤对菲的吸附量减少。与p H=7时相比,p H=6或8时,土壤中Phe的迁移量增大;改性丝瓜络对土壤中Phe的吸附过程属于化学吸附。并且化学作用是控制丝瓜络固定化微生物对PAHs吸附速率的主要因素;提高微生物的降解能力能增加对土壤中PAHs迁移的影响;混合菌中真菌与细菌存在协同作用,能提高Phe与Pyr的降解效率。
宋磊[9]（2020）在《磁性氧化石墨烯固定化耐受菌株吸附重金属Cd2+的研究》文中研究说明近年来,由重金属引起的水污染问题十分严重。固定化微生物技术是解决这一问题的有效途径,因其具有较强的处理效果,适用性广且可多次回收利用等特点,已成为当前的研究热点。本研究从污染环境中筛选获得了对镉有良好耐受性的菌株,将其构建成复合菌群后固定于磁性氧化石墨烯（MGO）材料上,成功的制备了MGO固定化微生物小球,并研究了固定化小球对Cd2+的处理效果。主要研究结果如下:（1）从污染环境中筛选获得了5株对镉较好耐受性的细菌,研究了它们的生理生化特性及生长特性。选择其中三株细菌（P2、X、N）构建复合菌群,通过实验优化确定了复合菌群的最佳接种比例为2:3:1,此条件下复合菌群对镉的吸附去除率可达56.6%。通过分子生物学鉴定,P2、X、N三株细菌均和铜绿假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa）具有较高相似度。（2）以石墨为材料,利用改进Hummers法和化学共沉淀法制备了MGO材料,通过红外光谱仪（FTIR）、扫描电镜（SEM）和振动样品磁强计（VSM）对其进行了表征,结果显示MGO具有丰富的官能团和密集的孔隙结构,其饱和磁场强度达到了42.64 emu/g,可轻易的实现磁分离。（3）以固定化小球的外观特性、粒径、强度和传质性为指标,利用单因素实验和正交试验确定了固定化小球的最佳制备条件为:海藻酸钠质量（SA）分数（4%）、MGO质量分数（0.8%）、包菌量（5 m L）,该条件下制备的小球对镉的吸附去除率为83.09%。（4）探讨了溶液pH、初始浓度、投加量、时间和环境温度等参数对固定化小球处理Cd2+的影响。结果表明,固定化小球的最佳反应条件为pH=5、初始浓度40 mg/L、投加量10 g/L,吸附时间12 h、环境温度30℃。（5）采用吸附动力学和吸附热力学模型对固定化小球吸附Cd2+的过程进行了拟合。结果显示,在不同初始浓度下,准二级动力学方程比准一级动力学方程具有更高拟合度,吸附反应以化学吸附为主;在不同温度下,Langmuir模型和Freundlich模型都能很好的描述固定化小球的吸附过程,但Langmuir模型的拟合度更高一点,吸附过程以单分子层吸附为主,最大吸附量为113.298 mg/L。（6）吸附解吸结果显示,固定化小球具有良好的性能,经过5次的吸附解吸实验后固定化小球仍具有较高的吸附效果,可多次回收利用。
彭海渊[10]（2020）在《固定化微生物活性小球处理含Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）废水的性能与机理研究》文中研究指明水环境中重金属污染是世界上主要的环境问题之一。在工矿企业中产生了越来越多的含Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）重金属废水,在各种重金属污染物中Cd（Ⅱ）因其强烈的生物毒性和高转移风险而被认定为最重要的污染物之一,而Zn（Ⅱ）污染在世界上也广泛存在,在较高浓度下对人类健康和环境有害。传统处理方法存在易造成二次污染、高能耗、产生大量污泥与浓缩产物等缺点,固定化微生物技术不仅能保持微生物的生物活性,处理过程环境友好,且具有较高的机械强度,易于与水分离。本文对固定化微生物活性小球吸附Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）的性能与机理展开研究。微生物取自处理Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）废水的人工湿地基质层15～20 cm处,经过在含有重金属Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）20～200 mg/L的LB培养液中筛选,在重金属浓度为120 mg/L时Cd（Ⅱ）的去除率最大68.25%,80 mg/L时Zn（Ⅱ）的去除率最大56.27%,随着重金属离子浓度的提高,去除率趋于平稳,微生物得到筛选。以pH、Cd（Ⅱ）（Zn（Ⅱ））初始浓度、固定化微生物活性小球投加量和吸附时间为控制因子,开展不同环境条件下固定化微生物活性小球吸附Cd（Ⅱ）（Zn（Ⅱ））试验研究。结果表明固定化微生物活性小球最佳吸附条件为pH=4～5、Cd（Ⅱ）（Zn（Ⅱ））初始浓度为100 mg/L、投加量为50g/L（湿重）和吸附时间48 h,Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）的去除率分别达到91%±2%和72%±2%。在最佳条件下分别使用固定化微生物活性小球和游离菌对Cd（Ⅱ）（Zn（Ⅱ））进行吸附实验,结果表明固定化微生物活性小球吸附效果明显优于游离菌,在第7d加入营养物质后去除效果均有提高,说明营养物质对吸附反应的进行具有促进作用。对材料进行吸附平衡实验,将材料对Cd（Ⅱ）（Zn（Ⅱ））的吸附数据拟合,Langmuir模型拟合系数0.9945（0.9972）相较Freundlich模型拟合系数0.9826（0.9923）要大,表明更符合Langmuir模型;准二级动力学模型的拟合系数较准一级动力学要高,说明吸附过程更符合准二级动力学,影响吸附反应的主要因素是化学吸附。将固定化微生物活性小球、未加微生物的小球、以及进行吸附反应后的小球进行BET测试,其中固定化微生物活性小球和未加微生物的小球比表面积分别为2.853、2.786 m2/g,吸附Cd（Ⅱ）（Zn（Ⅱ））试验后比表面积变为5.785（8.803）m2/g,材料具有丰富的孔隙结构,其中介孔结构比例较高。FTIR-ATR显示材料中含有丰富的基团,重金属离子的去除与-COOH、-OH、-NH、-CH等基团有关。经过吸附解吸重复利用实验,得出吸附解吸过程对微生物的活性影响较大,导致去除效果降低,最佳重复利用次数是2次。通过重金属离子间的竞争吸附研究和重金属离子与水环境中常见离子Na+、K+、Ca2+离子竞争吸附研究发现固定化微生物活性小球对Cd（Ⅱ）的吸附比对Zn（Ⅱ）的吸附更具优势,水环境中常见离子对吸附过程影响大小的排列顺序为 Na+<K+<Ca2+。含重金属离子LB培养液中不同时间段微生物、吸附重金属离子后固定化微生物活性小球中不同时间段微生物以及未进行重金属离子吸附实验的微生物共计6个样本,进行物种分析,6个样本中共有OTU有5种,物种丰富度前五的物种分别为Stenotrophomonas>Serratia＞ Pseudomonas＞ Ralstonia＞ Lactococcus,通过文献分可知对这些菌属对Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）具有吸附效果。本研究从环境中分离和筛选出对重金属Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）耐受菌,并通过将微生物固定化实现了对Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）废水的高去除性能,探究了影响处理效果的因素以及对机理的研究,为实际重金属废水处理提供技术与理论支撑。
二、固定化微生物颗粒吸附平衡方程和动力学模型（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、固定化微生物颗粒吸附平衡方程和动力学模型（论文提纲范文）
（1）抗生素耐受菌的固定及其降解抗生素废水中COD的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 抗生素废水概况 |
| 1.2.1 环境中常见抗生素种类 |
| 1.2.2 含抗生素废水的处理方法 |
| 1.3 微嗜酸寡养单胞菌 |
| 1.3.1 降解有机农药 |
| 1.3.2 降解烃类有机污染物 |
| 1.3.3 其他 |
| 1.4 磁性生物炭固定化微生物 |
| 1.4.1 微生物固定化技术 |
| 1.4.2 生物炭固定化微生物的研究和应用 |
| 1.4.3 生物炭负载磁性的研究 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 研究思路与研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 磁性生物炭的制备与表征 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 供试菌种与培养基 |
| 2.2.4 磁性生物炭的制备及热解条件优化 |
| 2.2.5 生物炭的结构表征 |
| 2.2.6 微生物固定化方法 |
| 2.2.7 分析方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 生物炭制备条件的优化 |
| 2.3.2 生物炭的比表面积和孔隙结构 |
| 2.3.3 生物炭的扫描电镜及元素分布分析 |
| 2.3.4 生物炭的红外光谱分析 |
| 2.3.5 生物炭的X射线衍射分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 磁性生物炭固定微生物的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 固定化菌剂制备条件优化 |
| 3.2.3 生物炭与微生物的吸附实验 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 pH对固定化微生物的影响 |
| 3.3.2 接种量对固定化微生物的影响 |
| 3.3.3 固定化时间对固定化微生物的影响 |
| 3.3.4 载体投加量对固定化微生物的影响 |
| 3.3.5 温度对固定化微生物的影响 |
| 3.3.6 响应面优化磁性生物炭固定化微生物的条件 |
| 3.3.7 磁性生物炭与微生物的吸附实验 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 固定化菌剂对抗生素废水中COD的降解 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 多重耐药寡养单胞菌对各类抗生素药物的敏感性 |
| 4.2.3 固定化菌剂降解废水COD的条件优化 |
| 4.2.4 固定化菌剂降解抗生素废水中的COD |
| 4.2.5 分析方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 处理时间对固定化菌剂COD降解率的影响 |
| 4.3.2 温度对固定化菌剂COD降解率的影响 |
| 4.3.3 摇床转速对固定化菌剂COD降解率的影响 |
| 4.3.4 pH对固定化菌剂COD降解率的影响 |
| 4.3.5 菌剂投加量对固定化菌剂COD降解率的影响 |
| 4.3.6 响应面优化固定化菌剂降解废水COD的条件 |
| 4.3.7 固定化菌剂降解抗生素废水中COD的探究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 5.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文目录 |
（2）开孔聚氨酯泡沫固定化黄曲霉A5P1及其对蒽醌染料脱色的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 染料废水及其的处理技术概述 |
| 1.1.1 染料的来源及其危害 |
| 1.1.2 染料废水的处理技术 |
| 1.2 固定化细胞技术及其研究概述 |
| 1.2.1 固定化技术概述 |
| 1.2.2 固定化载体材料研究进展 |
| 1.2.3 固定化细胞生物反应器在废水处理中的应用 |
| 1.3 聚氨酯泡沫材料在固定化细胞中的应用 |
| 1.3.1 聚氨酯泡沫材料 |
| 1.3.2 聚氨酯泡沫固定化细胞研究概况 |
| 1.4 本课题研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 第二章 聚氨酯泡沫固定化黄曲霉A5P1脱色特性研究 |
| 2.1 实验材料和设备 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.1.3 实验菌株和培养基 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 聚氨酯泡沫来源及预处理 |
| 2.2.2 游离细胞的培养及对RB4的脱色 |
| 2.2.3 固定化生物系统的脱色过程 |
| 2.2.4 载体对RB4的吸附脱色 |
| 2.2.5 细胞对RB4的吸附脱色 |
| 2.2.6 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.2.7 RB4脱色的关键酶分析 |
| 2.2.8 菌株降解染料的产物分析 |
| 2.2.9 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 开孔PUF固定化黄曲霉A5P1对三种蒽醌染料的脱色 |
| 2.3.2 载体特性对固定化细胞脱色的影响 |
| 2.3.3 固定化细胞体系脱色RB4的进程曲线 |
| 2.3.4 RB4染料的吸附特性 |
| 2.3.5 生长降解动力学 |
| 2.3.6 脱色过程的酶分析 |
| 2.3.7 菌株降解产物分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 固定化黄曲霉A5P1脱色RB4染料性能研究 |
| 3.1 实验材料和设备 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验设备与型号 |
| 3.1.3 实验菌株和培养基 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 温度对固定化菌株的脱色影响 |
| 3.2.2 pH对固定化菌株的脱色影响 |
| 3.2.3 盐浓度对固定化菌株的脱色影响 |
| 3.2.4 染料浓度对固定化菌株脱色的影响 |
| 3.2.5 游离和固定化菌株的重复批次利用 |
| 3.2.6 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 温度对固定化菌株脱色的影响 |
| 3.3.2 pH对固定化菌株脱色的影响 |
| 3.3.3 染料浓度对固定化菌株脱色的影响 |
| 3.3.4 盐浓度对固定化菌株脱色的影响 |
| 3.3.5 重复批次利用性能研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 反应器的构建及运行 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 实验试剂 |
| 4.1.2 实验设备 |
| 4.1.3 实验菌株和培养基 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 固定化菌株的制备 |
| 4.2.2 固定化细胞反应器的设计 |
| 4.2.3 固定化细胞反应器的染料处理流程 |
| 4.2.4 生物反应器的启动和运行 |
| 4.2.5 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 温度对固定化细胞间歇式处理染料废水的影响 |
| 4.3.2 染料浓度对固定化细胞间歇处理染料废水的影响 |
| 4.3.3 流速对固定化细胞连续处理染料废水的影响 |
| 4.3.4 固定化细胞连续处理废水染料长期运行性能 |
| 4.4 本章小节 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）利用改性及固定菌生物炭去除海水中石油的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 海洋石油污染的来源和危害 |
| 1.1.1 海洋石油污染的来源 |
| 1.1.2 海洋石油污染危害 |
| 1.2 海洋石油污染的修复技术 |
| 1.3 生物炭的特性及其应用 |
| 1.3.1 生物炭的结构和性质 |
| 1.3.2 生物炭物化特性的影响因素 |
| 1.3.3 生物炭的应用 |
| 1.4 改性生物炭的制备及应用 |
| 1.4.1 改性生物炭的制备方法 |
| 1.4.2 改性生物炭的应用 |
| 1.5 固定化微生物的方法及应用 |
| 1.5.1 固定化方法 |
| 1.5.2 固定化载体的选择 |
| 1.5.3 生物炭固定微生物的应用 |
| 1.6 研究目的、意义及主要内容 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 材料及性质 |
| 2.1.2 仪器与药品 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 生物炭对海水中石油的吸附 |
| 2.2.2 石油烃降解菌的培养和菌悬液的制备 |
| 2.2.3 水相和BC相中细菌群落结构及多样性 |
| 2.3 分析及测定方法 |
| 2.3.1 水中石油浓度的测定 |
| 2.3.2 生物炭的形貌分析 |
| 2.3.3 生物炭的比表面积与孔径分析 |
| 2.3.4 改性生物炭表面官能团分析 |
| 2.3.5 生物炭的零点电荷分析 |
| 2.3.6 微生物多样性的测定 |
| 第3章 生物炭和改性生物炭的制备及表征 |
| 3.1 生物炭和改性生物炭的制备 |
| 3.2 生物炭和改性生物炭的表征 |
| 3.2.1 表面形貌分析 |
| 3.2.2 BET分析 |
| 3.2.3 表面官能团分析 |
| 3.2.4 零点电荷分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 生物炭和改性生物炭对海水中石油的吸附性能及机理研究 |
| 4.1 生物炭和改性生物炭对石油吸附性能 |
| 4.1.1 盐酸改性 |
| 4.1.2 铁盐改性 |
| 4.2 改性生物炭吸附海水中石油的机理研究 |
| 4.2.1 吸附动力学研究 |
| 4.2.2 吸附等温实验研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 改性生物炭固定菌降解海水中的石油 |
| 5.1 不同因素对固定化效果的影响 |
| 5.1.1 生物炭的种类 |
| 5.1.2 固定化时间 |
| 5.1.3 微生物接种量 |
| 5.1.4 摇床转速 |
| 5.2 改性生物炭固定石油烃降解菌的条件优化 |
| 5.3 改性生物炭固定石油烃降解菌的形貌表征 |
| 5.4 改性生物炭固定石油烃降解菌去除海水中的石油 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 BC/水相中细菌群落结构及多样性 |
| 6.1 BC/水相中细菌群落的丰富度和多样性 |
| 6.2 BC/水相中的细菌群落结构 |
| 6.2.1 BC/水相中细菌群落的相似性和差异性 |
| 6.2.2 BC/水相中的细菌群落组成 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
| 致谢 |
（4）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 |
（5）高效河/库治理多功能菌—矿复合颗粒研发及其污染调控过程分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水体污染现状 |
| 1.1.2 水体治理方法 |
| 1.2 微生物在水体修复中的应用 |
| 1.2.1 单菌株的应用 |
| 1.2.2 复合菌群的应用 |
| 1.3 固定化微生物 |
| 1.3.1 固定化技术研究现状 |
| 1.3.2 固定化载体 |
| 1.4 课题研究目的及意义 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目标 |
| 1.4.3 拟解决关键问题 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第二章 高效微生物的筛选及多菌株联合研究 |
| 2.1 实验材料和方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验设备和方法 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 高效微生物的筛选 |
| 2.2.2 菌株的生长特性研究及16S r DNA鉴定 |
| 2.2.3 单菌株投加量实验 |
| 2.2.4 多菌株正交试验 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 矿物复合颗粒的制备及其吸附特性研究 |
| 3.1 实验材料和方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 实验结果和分析 |
| 3.2.1 矿物复合颗粒制备和筛选 |
| 3.2.2 载体颗粒的氨氮吸附特性 |
| 3.2.3 载体颗粒的磷吸附特性 |
| 3.2.4 载体颗粒的氮磷吸附动力学 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 多功能菌矿复合颗粒的制备及特性研究 |
| 4.1 实验材料和方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 菌矿复合颗粒SEM表征 |
| 4.2.2 复合颗粒去除污染物特性研究 |
| 4.2.3 大桶实验 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 多功能菌矿复合颗粒作用时氮磷形态变化 |
| 5.1 实验材料和方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.1.3 指标测试方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 各形态氮的转化 |
| 5.2.2 各形态磷的转化 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（6）矿物颗粒调控下高效菌株对苯胺黑药和菲的污染治理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选矿废水及土壤中多环芳烃(PAHs)的污染现状 |
| 1.1.1 选矿废水污染现状 |
| 1.1.2 多环芳烃(PAHs)对土壤的污染现状 |
| 1.2 选矿废水和多环芳烃污染治理现状 |
| 1.2.1 选矿废水污染治理现状 |
| 1.2.2 多环芳烃污染土壤治理研究现状 |
| 1.3 苯胺黑药和菲的处理技术研究现状 |
| 1.3.1 吸附法处理苯胺黑药和菲 |
| 1.3.2 微生物法处理苯胺黑药和菲 |
| 1.3.3 固定化微生物法处理苯胺黑药和菲 |
| 1.4 研究意义、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 高效降解苯胺黑药菌株筛选及去除效果研究 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.3 分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 驯化结果 |
| 2.2.2 微生物的扫描电子显微镜(SEM)结果 |
| 2.2.3 筛选菌株的鉴定结果 |
| 2.2.4 铜绿假单胞菌及筛选菌株生长特性 |
| 2.2.5 铜绿假单胞菌对菲的处理 |
| 2.2.6 微生物对苯胺黑药的处理效果 |
| 2.2.7 苯胺黑药生物降解的途径 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 改性沸石和矿物颗粒的吸附特性研究 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 改性沸石的制备 |
| 3.2.2 吸附剂的选取 |
| 3.2.3 吸附剂添加量对吸附的影响 |
| 3.2.4 吸附动力学实验 |
| 3.2.5 CTMAB改性沸石的表征 |
| 3.3 分析方法 |
| 3.3.1 吸附动力学 |
| 3.3.2 ANOVA单因素方差分析结果 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 菲的吸附剂选取 |
| 3.4.2 吸附剂添加量对吸附苯胺黑药和菲的影响 |
| 3.4.3 吸附动力学 |
| 3.4.4 吸附等温 |
| 3.4.5 CTMAB改性沸石的表征 |
| 3.4.6 改性沸石吸附菲前后的傅里叶红外测试结果 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 联合体系处理苯胺黑药及菲污染土壤的研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 固定化微生物的SEM结果 |
| 4.3.2 联合体系对苯胺黑药的处理 |
| 4.3.3 联合体系对溶液中菲的处理 |
| 4.3.4 处理土壤中的菲 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 土法炼焦场地土壤污染修复及处理含苯胺黑药选矿废水方案探讨 |
| 5.1 土法炼焦场地土壤污染修方案探讨 |
| 5.2 处理含苯胺黑药选矿废水工艺方案探讨 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
（7）Bacillus thuringiensis对亚甲基蓝的脱色机理及其固定化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 染料废水的来源及危害 |
| 1.2 染料废水处理方法 |
| 1.2.1 物理方法 |
| 1.2.2 化学方法 |
| 1.2.3 生物方法 |
| 1.3 微生物处理染料废水的研究进展 |
| 1.3.1 真菌 |
| 1.3.2 细菌 |
| 1.3.3 藻类 |
| 1.4 生物固定化技术在染料废水处理中的应用 |
| 1.4.1 生物固定化方法 |
| 1.4.2 生物固定化材料 |
| 1.5 本课题研究意义及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 亚甲基蓝脱色菌株的分离与鉴定 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 土壤来源 |
| 2.1.2 药品及试剂 |
| 2.1.3 培养基 |
| 2.1.4 仪器及设备 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 亚甲基蓝脱色菌株的筛选 |
| 2.2.2 亚甲基蓝脱色菌株的鉴定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 亚甲基蓝脱色菌株的分离与纯化 |
| 2.3.2 脱色菌株的形态学鉴定 |
| 2.3.3 脱色菌株的分子生物学鉴定 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 亚甲基蓝脱色菌株的脱色条件研究 |
| 3.1 试验材料 |
| 3.1.1 试验试剂 |
| 3.1.2 菌种及培养基 |
| 3.1.3 仪器及设备 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 亚甲基蓝最大吸收波长的确定及标准曲线的制作 |
| 3.2.2 亚甲基蓝脱色率的测定 |
| 3.2.3 不同理化参数对亚甲基蓝脱色的影响 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 亚甲基蓝最大吸光值的确定及标准曲线 |
| 3.3.2 pH对亚甲基蓝脱色的影响 |
| 3.3.3 温度对亚甲基蓝脱色的影响 |
| 3.3.4 转速对亚甲基蓝脱色的影响 |
| 3.3.5 亚甲基蓝浓度对菌株脱色的影响 |
| 3.3.6 NaCl浓度对亚甲基蓝脱色的影响 |
| 3.3.7 接种量对亚甲基蓝脱色的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 亚甲基蓝降解产物与降解途径研究 |
| 4.1 试验材料 |
| 4.1.1 试验试剂 |
| 4.1.2 菌种及培养基 |
| 4.1.3 仪器及设备 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 紫外-可见光谱分析(UV-vis) |
| 4.2.2 红外光谱分析(FT-IR) |
| 4.2.3 气相色谱-质谱分析(GC-MS) |
| 4.2.4 亚甲基蓝降解酶的测定 |
| 4.2.5 植物毒理学分析 |
| 4.2.6 数据统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 紫外-可见光谱分析(UV-vis) |
| 4.3.2 红外光谱分析(FT-IR) |
| 4.3.3 酶活分析 |
| 4.3.4 气相色谱-质谱分析(GC-MS) |
| 4.3.5 植物毒理学分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 固定化微生物对亚甲基蓝的去除效果及机理研究 |
| 5.1 试验材料 |
| 5.1.1 试验试剂 |
| 5.1.2 菌种及培养基 |
| 5.1.3 仪器及设备 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.2.1 微生物菌剂的制备 |
| 5.2.2 固定化细胞的制备 |
| 5.3 固定化细胞的表征 |
| 5.3.1 扫描电镜(SEM) |
| 5.3.2 比表面积及孔径(BET) |
| 5.3.3 红外光谱(FT-IR) |
| 5.3.4 X射线光电子能谱(XPS) |
| 5.4 固定化细胞对亚甲基蓝的脱色机理 |
| 5.4.1 吸附动力学分析 |
| 5.4.2 吸附等温模型分析 |
| 5.4.3 吸附热力学分析 |
| 5.4.4 吸附稳定性分析 |
| 5.5 结果与讨论 |
| 5.5.1 固定化细胞的制备 |
| 5.5.2 扫描电镜(SEM) |
| 5.5.3 比表面积及孔径(BET) |
| 5.5.4 红外光谱(FT-IR) |
| 5.5.5 X射线光电子能谱(XPS) |
| 5.5.6 吸附动力学分析 |
| 5.5.7 吸附等温模型分析 |
| 5.5.8 吸附热力学分析 |
| 5.5.9 吸附稳定性分析 |
| 5.6 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 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（8）丝瓜络及其固定化微生物对环境中PAHs的吸附-降解作用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 0.1 PAHs概述 |
| 0.1.1 PAHs的来源及危害 |
| 0.1.2 PAHs修复方式 |
| 0.2 有机污染物的吸附 |
| 0.2.1 生物质吸附的研究进展 |
| 0.2.2 PAHs的吸附作用机理 |
| 0.3 PAHs的生物降解 |
| 0.3.1 PAHs的生物降解机理 |
| 0.3.2 PAHs的生物降解影响因素 |
| 0.4 丝瓜络在环境中的应用 |
| 0.4.1 丝瓜络的物理化学特征 |
| 0.4.2 丝瓜络在环境污染治理中的应用 |
| 0.4.2.1 丝瓜络处理金属离子 |
| 0.4.2.2 丝瓜络处理TN |
| 0.4.2.3 丝瓜络处理其他污染物质 |
| 0.5 研究目的与意义 |
| 0.5.1 研究目的 |
| 0.5.2 创新点 |
| 0.5.3 技术路线 |
| 第1章 丝瓜络改性方法及其对水中痕量PAHs的吸附特征研究 |
| 1.1 实验材料与方法 |
| 1.1.1 实验材料 |
| 1.1.2 丝瓜络改性方法及表征 |
| 1.1.3 丝瓜络对水中痕量PAHs的吸附 |
| 1.1.4 PAHs检测 |
| 1.1.5 数据处理 |
| 1.2 结果与讨论 |
| 1.2.1 SEM表征结果 |
| 1.2.2 丝瓜络对Phe与 Pyr的吸附量 |
| 1.2.3 丝瓜络对Phe与 Pyr的吸附动力学 |
| 1.2.4 丝瓜络对Phe与 Pyr的等温吸附 |
| 1.3 小结 |
| 第2章 Phe在土壤与改性丝瓜络中的竞争吸附及迁移机理 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 改性丝瓜络与土壤对水中Phe的竞争吸附 |
| 2.1.3 初始浓度及pH值对土壤中Phe向改性丝瓜络的迁移影响 |
| 2.1.4 Phe的提取 |
| 2.1.5 PAHs的检测 |
| 2.1.6 数据处理 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 改性丝瓜络与土壤对Phe的竞争吸附量 |
| 2.2.2 改性丝瓜络与土壤对Phe的竞争吸附动力学 |
| 2.2.3 初始含量及pH值对土壤中Phe向改性丝瓜络的迁移影响 |
| 2.2.4 土壤中Phe向改性丝瓜络的迁移(吸附动力学) |
| 2.3 小结 |
| 第3章 丝瓜络固定化微生物对土壤PAHs吸附-降解作用 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 微生物培养 |
| 3.1.3 微生物固定化方法及SEM表征 |
| 3.1.4 模拟PAHs生物吸附-降解试验 |
| 3.1.5 PAHs的提取 |
| 3.1.6 PAHs的检测 |
| 3.1.7 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 改性丝瓜络及固定化微生物SEM分析 |
| 3.2.2 PAHs非生物损失量 |
| 3.2.3 死体固定化微生物对PAHs的吸附量及动力学 |
| 3.2.3.1 死体固定化微生物对PAHs的吸附量 |
| 3.2.3.2 死体固定化微生物对PAHs的吸附动力学 |
| 3.2.4 活体固定化微生物对PAHs的吸附量及动力学 |
| 3.2.4.1 活体固定化微生物对PAHs的吸附量 |
| 3.2.4.2 活体固定化微生物对PAHs的吸附动力学 |
| 3.2.5 微生物对PAHs的降解能力及动力学 |
| 3.2.5.1 微生物对PAHs的降解能力 |
| 3.2.5.2 微生物对PAHs的降解动力学 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 结论及展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及参加科研情况 |
| 一、发表论文 |
| 二、专利发明 |
| 三、科研项目 |
（9）磁性氧化石墨烯固定化耐受菌株吸附重金属Cd2+的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 镉污染来源及危害 |
| 1.2 重金属污染废水常见处理方法 |
| 1.3 生物处理法 |
| 1.4 氧化石墨烯在处理重金属废水中的应用 |
| 1.5 固定化微生物技术 |
| 1.6 固定化微生物处理重金属废水的进展 |
| 1.7 研究目的、意义、内容及技术路线 |
| 第2章 耐镉菌株的筛选、鉴定及菌群构建 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 磁性氧化石墨烯的制备及表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 MGO固定化小球的制备及性能优化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 MGO固定化体系处理Cd2+的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新性 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
（10）固定化微生物活性小球处理含Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）废水的性能与机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 重金属污染概况及危害 |
| 1.1.1 重金属污染的概念 |
| 1.1.2 重金属废水污染现状 |
| 1.1.3 重金属污染的危害 |
| 1.2 重金属废水处理技术 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 离子交换法 |
| 1.2.3 膜分离法 |
| 1.2.4 吸附法 |
| 1.3 微生物处理含重金属废水 |
| 1.3.1 微生物处理重金属废水的概述 |
| 1.3.2 微生物处理重金属废水的优势 |
| 1.4 固定化微生物技术处理重金属 |
| 1.5 本研究的目的与意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料与设备 |
| 2.1.1 菌种来源 |
| 2.1.2 主要仪器设备 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.2 水质分析方法 |
| 2.4 材料表征方法 |
| 2.4.1 傅里叶变换红外衰减全反射(FTIR-ATR) |
| 2.4.2 比表面积 |
| 2.5 微生物分析方法 |
| 2.5.1 样品预处理 |
| 2.5.2 荧光定量PCR分析 |
| 2.6 结果计算与分析 |
| 第三章 固定化微生物活性小球的制备与表征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 微生物的取样筛选与培养基的配置 |
| 3.1.2 微生物的传代与培养 |
| 3.1.3 固定化微生物活性小球的制备 |
| 3.1.4 模拟废水的配置 |
| 3.1.5 分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 微生物的筛选 |
| 3.2.2 吸附剂表征 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 活性小球处理含Cd(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)废水的影响因素研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 固定化小球制备、模拟废水的配制及水质分析方法 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 pH对吸附的影响 |
| 4.2.2 初始浓度对吸附的影响 |
| 4.2.3 投加量对吸附的影响 |
| 4.2.4 吸附时间对吸附的影响 |
| 4.2.5 固定化/未固定化微生物的吸附效果 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 活性小球处理含Cd(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)废水的机理研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 固定化小球制备、模拟废水的配制及水质分析方法 |
| 5.1.2 实验设计 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 吸附等温线研究 |
| 5.2.2 吸附动力学研究 |
| 5.2.3 竞争吸附研究 |
| 5.2.4 吸附解吸重复利用实验 |
| 5.2.5 固定化微生物活活性小球结构性能分析 |
| 5.2.6 亚细胞结构分析 |
| 5.2.7 微生物多样性分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 攻读学位期间学术成果 |
四、固定化微生物颗粒吸附平衡方程和动力学模型（论文参考文献）
- [1]抗生素耐受菌的固定及其降解抗生素废水中COD的研究[D]. 罗子健. 广西大学, 2021(12)
- [2]开孔聚氨酯泡沫固定化黄曲霉A5P1及其对蒽醌染料脱色的研究[D]. 杨文博. 广西大学, 2021(12)
- [3]利用改性及固定菌生物炭去除海水中石油的研究[D]. 孟蒙蒙. 青岛理工大学, 2021(02)
- [4]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)
- [5]高效河/库治理多功能菌—矿复合颗粒研发及其污染调控过程分析[D]. 毛世丽. 西南科技大学, 2021(08)
- [6]矿物颗粒调控下高效菌株对苯胺黑药和菲的污染治理研究[D]. 罗红霞. 西南科技大学, 2021(08)
- [7]Bacillus thuringiensis对亚甲基蓝的脱色机理及其固定化研究[D]. 吴康莉. 兰州交通大学, 2021(02)
- [8]丝瓜络及其固定化微生物对环境中PAHs的吸附-降解作用[D]. 王天杰. 辽宁大学, 2020(01)
- [9]磁性氧化石墨烯固定化耐受菌株吸附重金属Cd2+的研究[D]. 宋磊. 长江大学, 2020(02)
- [10]固定化微生物活性小球处理含Cd（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）废水的性能与机理研究[D]. 彭海渊. 长沙理工大学, 2020(07)