一、苯甲酸厌氧降解机理及功能基因的研究进展（论文文献综述）
林旭萌[1]（2021）在《生物炭强化厌氧处理降解芳香族化合物的过程与机制研究》文中认为芳香族化合物是生产生活中大量存在的一类具有芳环结构的有机化合物,具有较强的毒性与“三致”作用;同时芳香族化合物结构稳定,从而不可避免地会通过各种途径进入水环境当中,从而对生态系统甚至人体健康造成不利影响,因此如何高效的处理芳香族化合物废水以减少其潜在的危害,受到了人们的广泛关注。本文首先考察了芳香族化合物对厌氧颗粒污泥去除有机物及其对厌氧颗粒污泥特性的影响,之后选取双酚A（BPA）与2,4二氯苯酚（2,4-DCP）为研究对象,分析了生物炭对BPA与2,4-DCP的吸附行为,探究了生物炭强化厌氧生物系统的除污效能,继而对不同生物炭强化厌氧生物系统中的污泥理化特性与微生物群落进行了分析,以此系统探讨了生物炭强化厌氧处理BPA与2,4-DCP的机制,得出以下结论:（1）考察了BPA与2,4-DCP对厌氧颗粒污泥理化特性及微生物群落的影响。BPA与2,4-DCP实验组化学需氧量（COD）平均去除率分别为62%、35%,与空白对照组相比降低了31%和58%。空白对照组和实验组BPA、2,4-DCP的污泥电子传递体系（ETS）活性分别为57.11、86.53、46.79 mg/INTF·（g TTS·h）-1,2,4-DCP会抑制污泥电子传递。空白对照组及实验组BPA、2,4-DCP污泥松散型胞外聚合物（LB-EPS）中蛋白（PN）含量分别为（0.23±0.011）mg·g-1、（0.13±0.016）mg·g-1和（0.04±0.008）mg·g-1,多糖（PS）含量分别为（0.46±0.017）mg·g-1、（0.98±0.079）mg·g-1、（0.66±0.011）mg·g-1,2,4-DCP会强烈抑制LB-EPS中PN的生成。同时紧密型胞外聚合（TB-EPS）的三维荧光（EEM）图谱表明,实验组辅酶F420荧光峰强度比对照组弱。BPA与2,4-DCP会降低厌氧颗粒污泥中微生物群落的多样性,放线菌门（Actinobacteria）相对丰度增加。高效液相色谱质谱（LC-MS）分析表明,BPA降解路径为碳链桥断裂,形成2-羟基苯基乙酸和苯甲酸甲酯,同时羟基化的BPA进一步氧化形成4-羟基苯甲酸和苯甲酸,这些中间产物进一步反应生成烯丙基乙烯基醚,最终被矿化为CO2和H2O。2,4-DCP降解为对氯苯酚,推测最终产物大部分矿化为CO2和H2O,其余仍存在少量对氯苯酚与未被降解的2,4-DCP。（2）以苯甲酸（BA）、邻苯二甲酸（PA）、连苯三甲酸（HA）、1-萘甲酸（1NA）为研究对象,探究了不同结构芳香酸对厌氧颗粒污泥理化特性与微生物群落的影响。结果表明,在40 d的接触实验中,1NA实验组对COD的平均去除率为86.09%,与空白对照组相比降低7%。4个实验组污泥疏松胞外聚合物（LB-EPS）和紧密胞外聚合物（TB-EPS）中多糖含量分别比对照组高0.30-1.28、0.19-1.03 mg·g-1,同时蛋白含量提高了0.025-0.326、0.007-0.171 mg·g-1。在LB-EPS三维荧光（EEM）光谱中,HA和1NA实验组中出现了类腐殖酸物质荧光峰,且辅酶F420峰强度有所降低。对于酶活性而言,HA、1NA实验组乙酸激酶相对活性比对照组减少了65.26%、6.93%。通过高通量测序发现,对照组与实验组中的优势菌群均为变形菌门（Proteobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）和厚壁菌门（Firmicutes）。HA与1NA的加入降低了Actinobacteria的相对丰度,提高了拟杆菌门（Bacteroidetes）与互养菌门（Synergistetes）的相对丰度。对于古细菌而言,甲烷丝菌属（Methanothrix）在对照组与实验组中为优势种属,其相对丰度达到49.95%-80.40%;但实验组Methanothrix相对丰度减少了10.69%-30.45%,且1NA实验组尤为明显;而1NA的加入提高了甲烷螺菌属（Methanospirillum）的相对丰度,达到34.08%。同时细菌和古细菌代谢通路预测表明,其主要功能组为代谢、遗传信息处理、环境信息处理和细胞过程,芳香酸使得厌氧颗粒污泥中氨基酸的代谢功能有所增加。（3）分别制备了3种生物炭,即玉米芯制备的生物炭（CB）、氯化铁改性生物炭(CB+Fe3+)和壳聚糖改性生物炭（CB+Chitosan）。傅里叶红外光谱（FTIR）分析发现,CB+Chitosan对原生物炭化学基团改变较大。生物炭强化厌氧颗粒污泥处理BPA后进行X射线衍射光谱（XPS）可知,氯化铁改性的生物炭表面发生了氧化还原反应。FTIR分析表面生物炭强化下的厌氧污泥可提供较多的吸附位点。而对生物炭强化厌氧颗粒污泥处理2,4-DCP后进行XPS图谱分析可知,C-C、C-H是污泥表面C元素主要形态,生物炭强化对厌氧颗粒污泥中氧官能团未造成明显影响。而FTIR谱图分析表明,改性生物炭强化下的厌氧颗粒污泥在1406 cm-1处的吸附峰强度降低,该峰对应于多糖或类多糖物质中C-O-C的拉伸振动。（4）通过污染物降解率、污泥EPS组分、关键酶活性及微生物群落等探讨了生物炭强化厌氧处理对BPA去除的过程及机制,生物炭强化下的厌氧颗粒污泥在处理BPA废水时表现出良好的污染物去除效果,未加生物炭的对照组污泥COD平均去除率为84%,CB、CB+Fe3+和CB+Chitosan强化下的污泥COD平均去除率分为89%、91%和91%。CB+Fe3+及CB+Chitosan相比于CB强化的厌氧系统对去除BPA效果更好,BPA的去除率在92%-96%之间。污泥TB-EPS的EEM光谱中出现了色氨酸蛋白、芳香族蛋白、辅酶F420的吸收峰,同时生物炭强化下厌氧颗粒污泥的这三个荧光峰强度均大于对照组,而随着进水BPA浓度的增大,辅酶F420含量不断增大。生物炭强化后的厌氧颗粒污泥相比未有生物炭强化的污泥暴露于BPA时,细菌的丰富度及多样性均得到了增加。门水平下,生物炭强化厌氧颗粒污泥去除BPA后的样本与未强化的污泥对照组相比Proteobacteria及Fimicutes丰度降低,其中以CB+Fe3+和CB+Chitosan改性生物炭强化后的污泥Proteobacteria丰度减少最多,分别减少了7.95%和10.75%。（5）生物炭强化厌氧颗粒污泥处理含2,4-DCP废水的研究中发现,2,4-DCP投加量为200 mg·L-1时,对照组COD的去除率为72.4%,CB、CB+Fe3+和CB+Chitosan强化污泥后的实验组COD去除率分别为83.7%、86.7%和85.6%。同时进水2,4-DCP浓度为200 mg·L-1时,改性生物炭强化下的厌氧系统比对照组2,4-DCP的去除率高13.8%-15.3%。2,4-DCP投加量为200 mg·L-1时,对照组LB-EPS的PN含量为（1.01±0.10）mg·g-1,改性生物炭强化下的实验组LB-EPS的PN含量为（3.50±0.38）mg·g-1和（3.32±0.49）mg·g-1。生物炭强化下的污泥在处理2,4-DCP后甲烷丝菌属（Methanothrix）相对丰度比未强化的污泥有所提高,而甲烷杆菌属（Methanobacterium）相对丰度减少;总细菌门水平上,CB、CB+Fe3+和CB+Chitosan强化污泥后的实验组B、C、D同未强化污泥对照组A相比,Euryarchaeota的丰度分别增加了17.47%、2.37%、3.07%。
李京艺[2]（2021）在《双酚F的厌氧—好氧生物降解特性研究》文中进行了进一步梳理作为双酚A的主要替代品,双酚F（BPF）的广泛使用导致其在土壤、沉积物、天然水等自然环境中均检测到。BPF是一种内分泌干扰物,具有内分泌干扰毒性、遗传毒性,还会影响后代行为,对生态环境和人体健康有着极大的危害。因此,去除各种环境中的BPF有着重要的意义。然而,厌氧环境中的BPF转化过程缓慢。因此,本文以Pseudomonas sp.LS为模式菌株,研究了氧化石墨烯（GO）和石墨烯对BPF厌氧生物转化的影响及作用机理,并进一步分析了BPF厌氧生物转化产物4,4-二羟基二苯甲酮（DHBP）的好氧生物降解特性。在厌氧条件下,研究了GO和石墨烯对BPF厌氧生物转化的影响。结果表明,外加GO（2～10 mg/L）和石墨烯（2～20 mg/L）均能加速BPF厌氧生物转化为DHBP。GO促进BPF厌氧转化效果优于石墨烯,其发挥作用的最佳浓度为10 mg/L,而石墨烯的最佳浓度为20 mg/L。在GO介导的体系中,GO被部分还原,还原后的GO（r GO）作为电子媒介体提高了BPF的厌氧生物转化率。进一步分析表明,10 mg/L GO的促进作用是10 mg/L石墨烯作用的1.5倍以上。同时在BPF转化过程中GO可以作为电子受体。GO和石墨烯可在体系中被用作支架,通过吸附蛋白质和多糖促进细胞生长,可见GO是一种比石墨烯更好的细胞生长促进剂。这些研究表明,与石墨烯相比,GO在厌氧去除BPF中发挥更大的作用,表现出更好的加速效果。DHBP不能进一步被厌氧降解,因此研究了DHBP的好氧生物降解特性。通过条件优化,发现在p H=7.0,温度为35℃条件下,菌株LS降解DHBP的效果最好。菌株LS能够在12小时内完全降解100 mg/L DHBP,降解过程遵循准一级反应动力学。并且能够将50 mg/L DHBP的总有机碳去除75.2%。气质分析表明,DHBP在菌株LS的作用下转化为对羟基苯甲酸和对苯二酚,最后矿化为二氧化碳。上述这些研究表明,菌株LS在厌氧条件下可以将BPF转化为DHBP,DHBP在好氧条件下能够被好氧降解为二氧化碳。
疏文慧[3]（2021）在《氧氟沙星厌氧降解菌的富集筛选和降解特性研究》文中研究说明氟喹诺酮类抗生素是一类广谱性抗生素,是目前世界上使用最广泛、用量最大的抗生素种类之一。由于氟喹诺酮类抗生素用量大,吸收少,在污水处理厂内去除率较低,大部分以原药形式排出,容易在环境中长期累积,会对人类健康构成潜在危害。强化污水处理系统对氟喹诺酮抗生素的高效去除,是控制氟喹诺酮抗生素污染的重要措施。此外,目前氟喹诺酮类抗生素微生物降解机制研究主要集中于好氧降解,对氟喹诺酮类抗生素厌氧降解机制的研究还十分匮乏。因此,本论文针对氟喹诺酮抗生素厌氧降解机制开展研究,以制药污水处理厂上流式厌氧污泥床（UASB）出水口处污水作为原始接种物,在添加了不同碳源与电子受体的厌氧条件下,富集获取氧氟沙星降解富集微生物,首先研究了不同电子受体和碳源的添加对氧氟沙星厌氧降解的影响;随后从氧氟沙星降解富集微生物筛选分离氧氟沙星高效降解菌株,对其中一株降解性能较高的降解菌株进行形态学和系统发育学的鉴定,并解析不同因素对菌株降解氧氟沙星的影响;通过液相色谱-飞行时间-质谱联用技术（LCTOF-MS）检测,分析降解菌株对氧氟沙星的降解中间产物;通过菌株基因组扫描图分析,分析该降解菌株的基因组特性,挖掘氧氟沙星降解相关基因。通过以上研究,获得以下主要结论:（1）不同电子受体和碳源的添加,显着影响了富集微生物对氧氟沙星的降解。单独添加葡萄糖或硝酸盐对氧氟沙星不能提高富集微生物对氧氟沙星的厌氧降解效果,其去除率低于32.7%;添加硫酸盐作为电子受体可小幅改善氧氟沙星的厌氧降解性能,其去除率为39.6%;而同时添加葡萄糖和硫酸盐能显着提高氧氟沙星的厌氧降解效能,其去除率为53.1%,最有利于氧氟沙星的厌氧降解。在氧氟沙星厌氧降解过程中,哌嗪环的裂解先于喹诺酮环的裂解,羟基化、脱氟、脱甲基和脱羧是氧氟沙星厌氧初级降解的主要步骤。（2）Lactobacillus（63.5%）、unclassified＿f＿＿Enterobacteriaceae（32.7%）、和Bacillus（3.3%）是同时添加葡萄糖和硫酸盐所获得富集微生物中的主要微生物种群,可能是参与氧氟沙星降解的主要类群;同时添加葡萄糖和硫酸盐使富集微生物的异型生物质降解和代谢功能基因丰度得到提升、碳水化合物代谢和同化硫酸盐还原的功能基因得到富集,意味着在添加葡萄糖和硫酸盐的条件下,碳水化合物代谢、同化硫酸盐还原和氧氟沙星降解之间可能存在共代谢的情况,强化了氧氟沙星的降解。（3）从富集微生物中成功分离纯化1株氧氟沙星降解菌株,经鉴定为革兰氏阴性菌,属Tepidiphilus,命名为Tepidiphilus sp.M4,最适生长和降解温度为35℃,最适初始p H为7.0;单独添加葡萄糖或硝酸盐/硫酸盐电子受体不能促进Tepidiphilus sp.M4的生长与左氧氟沙星（LEV）的降解,同时添加葡萄糖和电子受体可以显着促进Tepidiphilus sp.M4对LEV的降解,其中添加0.5 g/L葡萄糖与0.5 g/L硫酸盐可获得最高的LEV降解率（53.3%）。（4）检测到Tepidiphilus sp.M4降解氧氟沙星的2种降解产物,推测Tepidiphilus sp.M4主要通过哌嗪环裂解和羟基化反应的途径实现氧氟沙星的降解;此外,Tepidiphilus sp.M4能够降解环丙沙星和诺氟沙星等其他FQs抗生素。（5）Tepidiphilus sp.M4基因组共预测出3015个编码基因,总长4370199 bp,编码基因占总基因组基因的比例为65.90%,基因密度为0.69/kg,GC含量为63.25%;KEGG注释显示,共有68个功能基因参与抗生素和异源生物质代谢及抗性,包括苯甲酸盐降解、己内酰胺降解、苯乙烯降解、萘降解、氯烷烃和氯烯烃的降解、阿特拉津降解及硝基甲苯降解等,但所涉及的基因簇信息并不完整,降解基因挖掘有待进一步深入研究。
高艳娟[4]（2020）在《反硝化产甲烷/生物电化学降解含氮杂环化合物及碳氮脱除研究》文中提出含氮杂环化合物（Nitrogen Heterocyclic Compounds,NHCs）具有毒性与“三致”效应,广泛存在于煤热解、焦化等煤化工废水中。这类工业废水主要特征是COD/NOx--N比值较高,过量的碳源除反硝化降解外,主要依靠后续好氧反应池耗氧代谢,动力能耗较大,难降解NHCs的存在,使生物处理的效果受到极大限制,出水COD浓度仍较高,达不到排放标准。传统厌氧生物处理是去除NHCs的有效方法,但存在降解速率慢、生物能源气体（CH4）产量低、降解过程中产生氨氮累积的困局。厌氧同时反硝化产甲烷（SDM）是提高有机物降解率,改善生化出水质量的有效途径。针对传统厌氧技术应用的瓶颈,微生物电解池耦合厌氧消化（MEC-AD）技术具有强化厌氧降解、同时除碳脱氮的潜能。本文选用喹啉、吲哚、吡啶三种典型NHCs,分析了典型NHCs在SDM体系中降解性能,解析了NO3--N对NHCs降解的促进及对产甲烷的抑制作用机理,揭示了SDM体系内NHCs降解途径及降解机理,明确了特定碳源下反硝化菌和产甲烷菌的共生关系;提出了MEC-AD体系强化NHCs降解及碳氮脱除的方法,探讨生物电化学体系内碳氮同步脱除机制,揭示了NHCs在MEC-AD体系内降解机理及功能菌群协同耦合作用的生物学机制;研究了NHCs共基质条件下降解特性。本研究可丰富废水厌氧生物处理理论,为煤化工业废水中NHCs的有效去除提供理论依据与新思路。研究结果表明,SDM体系内250 mg/L喹啉、吲哚、吡啶的最适NO3--N分别为50、50、35 mg/L时,可获得NHCs最快降解速率及最小避免NO3--N对产甲烷反应的抑制,相比厌氧消化体系（AD）,降解速率分别提高了0.54、1.15、1.41 mg/（L·h）,甲烷产量分别减少了58.58%、64.13%、30.36%;脱氢酶和脲酶活性分别提高了6.50和3.70、6.80和8.50、6.70和3.50mg/MLVSS/h;高浓度NHCs（550 mg/L）降解效率分别提高39.86%、54.34%、22.33%;由于NHCs降解进程加快,NH4+-N的累积量相应提高了4.90%、6.25%、8.41%。通过对NHCs降解前后做碳氮平衡分析,明确了SDM体系内NHCs降解过程中碳氮流向。相比AD体系,反应结束后,SDM体系内喹啉、吲哚、吡啶中的碳转化的无机碳分别提高了21.30%、20.73%、4.51%;有机碳分别降低了19.63%、24.04%、17.80%;甲烷碳分别降低了12.76%、21.79%、14.45%;而固态中生物碳与氮含量均得到提高。SDM体系内喹啉在C-2位置羟基化生成2-羟基喹啉;吲哚在C-2羟基化生成2-吲哚酮和靛红,及生成甲基化产物3-甲基吲哚;吡啶在N-C-2位置断裂生成戊二醛。相比AD体系,SDM体系内中间产物形成速率更快且降解更为彻底。SDM体系内有效富集了降解菌、反硝化菌、硝态氮还原菌、中间产物降解菌,功能菌群间是互营共生关系;在产甲烷层面,喹啉、吲哚组以氢营养型产甲烷菌为主,吡啶组以乙酸营养型产甲烷菌为主。SDM内NHCs降解存在氨氮累积量增高、甲烷产量降低的现象,因此,探究了MEC-AD对NHCs碳氮脱除的效能。结果表明,外加电压促进了喹啉、吲哚、吡啶的降解,250 mg/L的NHCs最适降解电压分别为1.0、1.0、0.7 V,相比AD体系,降解速率分别提高了2.65、3.74、8.32 mg/（L·h）;TOC去除率分别了提高了29.41%、29.19%、24.69%;甲烷产量分别提高了1.5、1.4、1.4倍;处理高浓度NHCs（550 mg/L）,去除率分别提高了84.26%、84.22%、55.56%。分析了MEC-AD体系脱除氨氮效果,发现NH4+-N能完全去除,并解读了脱氮过程中电化学氧化、厌氧氨氧化、反硝化的协同作用机制。MEC-AD体系内喹啉降解遵循香豆素路径,生成2-羟基喹啉与8-羟基香豆素;吲哚降解生成2-吲哚酮与靛红;吡啶降解生成戊二醛,并在C-2-3处断裂生成甲酰胺;中间产物的形成与降解速率加快。功能菌群在MEC-AD体系内富集度更高,且电流对优势菌的富集具有选择性,喹啉降解过程中,降解菌和产电菌、厌氧氨氧化菌、自养反硝化菌、异养反硝化菌互营共生,占比分别高达36.99%、4.84%、8.18%、1.28%;三种NHCs组内均以氢型产甲烷菌为主,并富集了与氮脱除过程相关的厌氧氨氧化古菌（Nitrosoarchaeum）。实际废水中NHCs以混合底物状态存在,当喹啉与吲哚共基质时,低浓度的吲哚（0-100 mg/L）对喹啉及中间产物的降解具有促进作用,浓度高于150 mg/L会出现抑制现象;喹啉无论浓度高低均对吲哚的降解产生抑制。吲哚与吡啶共基质时有相似的降解特征。由于降解体系及底物不同,使NHCs共基质的功能菌群结构差异较大。
谢彤彤[5]（2020）在《酒糟厌氧消化液中丙酸互营降解微生物研究》文中认为丙酸、乙酸等挥发性脂肪酸（VFAs）是厌氧消化产沼气过程中的重要中间代谢产物。原料复杂、有机负荷过高等因素会导致有机酸累积,引起系统酸化、抑制微生物的生长,影响厌氧消化系统的稳定运行。反应器酸化现象已成为制约有机固体废弃物厌氧消化技术推广应用的重要因素。在热力学上,丙酸厌降解过程是高度吸能的生化反应,丙酸降解依赖于互营丙酸氧化菌与产甲烷菌的共生,因此厌氧丙酸降解菌的分离培养十分困难。目前丙酸互营氧化菌的研究较少,沼气工程中丙酸互营氧化菌群的微生物信息十分匮乏。本研究以茅台酒糟沼液作为研究对象,利用传统培养与分子生物学技术相结合,研究厌氧丙酸降解互营微生物,为酒糟沼气工程的稳定运行提供科学依据。具体内容如下:（1）基于高通量测序技术分析酒糟沼气工程中微生物群落构成。以两份不同时期的酒糟沼液为接种物,构建了2组中温酒糟厌氧降解复合菌系JO和JN,采用批次实验对酒糟沼液的产甲烷活性及酒糟厌氧降解过程的中间代谢产物进行了分析。以不同底物浓度的酒糟（TS=4.3%,7.8%）为碳源进行了批次发酵实验。结果表明,酒糟厌氧降解过程中主要的中间产物有挥发性有机酸,如乙酸、丙酸和丁酸,其中丙酸累积浓度高达2894 mg/L～4495 mg/L;芳香族化合物有苯酚、对甲酚、苯甲酸和苯丙酸。高通量测序技术对两组复合菌系中的细菌及古菌群落结构进行解析。细菌解析结果表明酒糟厌氧降解复合菌系中,拟杆菌门、厚壁菌门和候补门Cloacimonetes为主要的优势菌群,候补门Cloacimonetes成员W5属和W27属在酒糟酒糟厌氧消化系统中占比为13.8%～30.67%,表明其在酒糟厌氧降解过程中发挥重要作用。（2）酒糟厌氧消化液中丙酸互营降解菌的富集培养与群落解析。以酒糟发酵沼液JO和JN接种物,以丙酸为唯一碳源,获得两组中温厌氧丙酸互营降解培养系JO-P和JN-P。传代频率为1～2个月,丙酸去除率为85%～100%。培养系中乙酸累积会降低丙酸的去除率及降解速率。细菌解析结果表明JO-P中存在3种丙酸降解丙酸降解菌Smithella propionica（占细菌37.61%）、Syntrophobacter wolinii（占10.40%）及Desulfobulbus propionicus（占1.34%）。JN-P中存在1种丙酸降解菌Syntrophobacter wolinii。古菌解析结果表明,JO-P培养系中存在氢营养型产甲烷菌Methanoculleus receptaculi（占古菌95.09%）及乙酸营养性产甲烷菌Methanosaeta concilii（占4.85%）。而JN-P培养系中只存在氢营养型产甲烷菌Methanoculleus receptaculi（占99.98%）。缺少乙酸营养型产甲烷菌是造成培养系中乙酸累积的主要原因。（3）基于丙酸-氨基酸复合碳源的丙酸互营降解菌的分离培养探索。以酒糟发酵沼液为接种物,丙酸和氨基酸为复合碳源,获得中温厌氧丙酸互营降解培养系J-AP。传代频率为20d,丙酸去除率为100%。J-AP经过90℃高温灭菌获得较为干净的培养系JT-AP。细菌解析结果表明J-AP和JT-AP中均存在一种丙酸降解菌Pelotomaculum schinkii（相似性100%）,在细菌中占比分别为16.7%和17.4%。培养系J-AP经过高温灭菌过后,候补门Cloacimonetes成员W5属得到富集,在细菌中占比为5.02%。古菌解析结果表明,J-AP培养系中存在氢营养型产甲烷菌Methanoculleus receptaculi（占古菌37.2%）及乙酸营养性产甲烷菌Methanosaeta concilii（占58.6%）。JT-AP培养系中存在氢营养型产甲烷菌Methanoculleus receptaculi（占83.8%）。已知丙酸降解菌中除Smithella propionica、Syntrophobacter wolinii和Desulfobulbus propionicus外,Pelotomaculum schinkii同样在酒糟消化液丙酸降解过程中发挥重要作用。酒糟消化液中丙酸降解涉及多种微生物菌群协同作用共同完成,采取高通量测序和传统分离培养技术相结合的方式,不同的分离培养策略有助于全面分析不同丙酸互营降解菌群的群落结构及功能,获得更多的微生物信息,更好的指导酒糟沼气工程平稳运行。
高新[6]（2020）在《生物炭强化苯酚厌氧降解及甲烷化过程机理研究》文中指出苯酚广泛存在于石化、纺织等工业废水中,其致癌、致畸、致突变特性引起人们广泛关注。有效去除苯酚对于降低此类废水对环境及人类健康的危害具有重要意义。厌氧生物处理法作为一种低能耗,可持续的绿色技术,近年来受到广泛关注。在厌氧条件下,苯酚的毒性使其甲烷化过程的延滞期较长,同时苯酚的甲烷化过程需要互氧化菌群间的协同作用,但此过程往往效率较低。探索如何降低苯酚对厌氧微生物的抑制,使苯酚厌氧产甲烷过程的效率增高,对稳定高效处理含苯酚废水具有重要的意义。本文探究了生物炭用于苯酚厌氧降解产甲烷的可行性。首先优化了生物炭制备条件,其次探究生物炭对苯酚甲烷化动力学的影响。最终综合分析了生物炭对苯酚的吸附过程和电化学特性,并结合微生物群落分析,提出了生物炭强化苯酚厌甲烷化的机理。本研究主要内容和结果如下:（1）探究制备材料和制备温度（300、500、700℃）对生物炭物理化学特性的影响。结果表明:相比于牛粪生物炭,木屑生物炭具备丰度较高的氧化还原活性官能团。其中,在500℃条件下制备的木屑生物炭呈现最优的电子交换能力（6.57μmol e-/g）,具有良好的电子介导特性。（2）基于苯酚批次产甲烷降解实验（苯酚初始浓度1 g/L）,结果表明:相比于对照组,牛粪和木屑生物炭投加后（15 g/L）,延滞期（t0）从15.0天缩短至1.1-3.2天,最大产甲烷速率(Rmax)从4.22 mL/d增至10.4-13.9 mL/d。其中500℃制备的木屑生物炭对产甲烷速率的促进效果最优。第二周期生物炭投加组产甲烷速率进一步提高增至12-16.7 mL/d。这表明除驯化作用外,生物炭能够持续促进甲烷化效率。（3）选取颗粒活性炭（GAC）与生物炭进行比较,明确材料特性对苯酚产甲烷过程的影响。批次实验结果表明:与对照组相比(t0=15.8-36.1d,Rmax=1.2-1.4mL/d),生物炭和GAC（15 g/L）均能显着缩短苯酚甲烷化延滞期（t0=9.1-10.5d）,并提升产甲烷速率(Rmax=1.4-5.9 mL/d)。另外考察了在不同苯酚浓度（500,800,1200,1500,1700 mg/L）下,吸附能力（生物炭,54.3 mg/g;GAC,101.5 mg/g）对苯酚甲烷化动力学的影响。在苯酚负荷低于材料苯酚吸附能力的条件下,延滞期均维持在10d左右。苯酚负荷高于吸附能力时,延滞期随苯酚浓度升高而线性增加,这表明吸附能力对缩短苯酚甲烷化过程的延滞期至关重要。产甲烷速率随苯酚负荷增加而升高。但与GAC相比,随苯酚负荷升高,生物炭的促进效果较优(k生物炭>kGAC)。这表明生物炭和GAC对甲烷化过程的促进作用基于材料特性的差异。（4）微生物群落解析结果表明:相比对照组,细菌属Geobacter（7.76%至15.55%）,Syntrophorhabdus（1.1%至5.25%）和古菌属Methaonsaeta丰度（49.18%至74.11%）明显增加。这表明生物炭选择性富集了功能性微生物以加速苯酚互营氧化降解,同时苯酚互营氧化降解过程中的种间氢传递可能部分被直接种间电子传递（DIET）替代,从而提升了苯酚甲烷化速率。（5）构建原位循环伏安法表征生物炭/GAC-微生物聚合体的电化学特性,结果表明:生物炭/GAC-微生物聚合体在苯酚厌氧降解过程中表现出与材料本身一致的电化学特性。原位环境中生物炭表面存在明显的氧化还原峰,这表明生物炭起到氧化还原介导的作用,而GAC为微生物提供了良好的导电环境。综上所述,生物炭可作为吸附剂和氧化还原介导体协同强化苯酚互营氧化降解产甲烷过程。
段凯鑫[7]（2020）在《秸秆强化厌氧降解煤产甲烷的代谢过程分析》文中进行了进一步梳理微生物增产煤层气技术通过微生物技术手段提高煤层原位生物甲烷生成,改善煤层渗透性、增加煤层气储量,从而提高煤层气井产能、延长气井服务年限、增强煤层气采收率,实现煤层气的增产。该技术绿色、环保,是一种具有显着经济、社会效益的煤层气增产技术,应用前景广阔。然而,生物煤层气产气量低、煤生物利用率差等成为了微生物增产煤层气技术发展的瓶颈。目前普遍认为,煤结构的牢固性和复杂性是限制生物降解的关键因素。已有研究表明,煤与秸秆共降解可以增速甲烷生成、提高甲烷产量。尽管煤与秸秆共降解表现出非常好的生物甲烷增产效果,但相关研究还处于起步阶段,甲烷增产机制还未明晰,缺乏有力的实验证明。本文利用从沁水盆地煤层气田产出水中富集的高效产甲烷菌群,通过以煤与秸秆共厌氧降解为实验组,单一煤、单一秸秆厌氧降解为对照组培养,阶段性取样,并通过TOC、GC-MS检测,确定有机物量和种类,通过提取DNA、基因测序确定微生物的种类,辅以产气情况和p H分析,研究中间代谢过程产物和微生物菌群结构随甲烷生成的变化规律,分析煤与秸秆共降解增产生物甲烷的内在机理。通过实验组和对照组在不同阶段转接至不同底物,验证煤与秸秆厌氧降解对菌群结构的代谢特征影响,研究表明:（1）煤与秸秆共降解甲烷产量为93.65μmol/g,单一煤降解甲烷产量为7.76μmol/g,单一秸秆降解几乎不生产甲烷,煤与秸秆共降解增产了近11倍。（2）煤与秸秆共降解过程中,会产生大量的中间代谢产物。煤与秸秆、单一煤、单一秸秆降解都会在短期内降解芳香化合物、烷烃等有机物,产生大量挥发性脂肪酸（VFA）,在第7天时分别达到88.52%、57.48%、70.30%。煤与秸秆共降解VFA含量在第7天之后整体呈下降趋势;单一煤降解的VFA含量不断减少,在35天时,VFA完全被降解利用完;单一秸秆降解中,VFA在前期持续累积,在第14天达到82.96%且在后续培养中基本不变。（3）煤与秸秆共降解及单一秸秆降解促进了Firmicutes的富集,由接种时的50.19%到厌氧降解反应结束时的92.23%和98.47%,促进了产酸产氢细菌属Caproiciproducens的富集,分别为55.02%和6.52%。乙酸营养型产甲烷菌属Methanosaet（74.17%）是厌氧降解煤菌群的主要古菌（0天）。产气结束后,煤与秸秆共降解的优势古菌转变为氢营养型产甲烷菌属Methanobacterium（97.44%）。共降解导致产甲烷途径由乙酸营养型向氢营养型转变。真菌群落结构变化不明显,共降解主要促进了多环芳烃降解菌Cladosporium和有机酸降解菌Cryptococcus的富集。（4）在煤与秸秆厌氧降解不同阶段转接到不同底物进行厌氧消化,都表现出以煤与秸秆为底物的产甲烷效果最好,最高可达到770.99umol/g,而且在14天和28天时转接效果最佳。相较于原菌群,经秸秆强化煤降解的菌群对单一煤的降解能力有所下降。单一秸秆的降解,依然未产生甲烷。这可能是共降解后的菌群结构更适应以煤与秸秆为底物的降解。以上研究结果表明,煤与秸秆降解会改变中间代谢产物及代谢路径、微生物群落结构,从而促进中间产物的代谢,提高生物甲烷产量。同时,经煤与秸秆共降解的微生物菌群会适应对煤与秸秆的共降解。研究结果有助于阐明煤与秸秆共降解产甲烷过程的机理,对微生物增产煤层气的发展起到积极作用,并为秸秆类生物质与煤共降解的原位应用提供理论依据和建议。
张敬[8]（2020）在《好氧细菌Gordonia sp.降解BDE-209特性与机制研究》文中指出多溴联苯醚是一类典型的溴代阻燃剂,因价格低廉、性能优越,在全球范围内被广泛使用。其中,十溴联苯醚（BDE-209）作为含溴原子数最多的一种化合物,具有环境持久性、生物蓄积性、水溶性低等特点,是环境中普遍存在的全球性有机污染物。BDE-209自身毒性较弱,可能在沉积物等环境介质中的微生物作用下发生一系列迁移、转化,从而产生具有更强毒性的低溴代联苯醚。因此,有必要掌握环境中BDE-209的微生物降解特性和机理,为评估其环境生态效应提供基础数据。本论文通过采集长江口水样和表层沉积物样品,对其中水质参数及微生物群落多样性进行分析。进而,从沉积物中筛选得到BDE-209降解菌,并对其降解特性及机理开展系统研究。首先,根据地理位置将采样点分为口内（11个站位,盐度<1.00%）和口外采样站位（9个站位,盐度>2.50%）。基于沉积物上覆水样的pH、溶解氧、压力、温度、电导率、硝酸盐、亚硝酸盐、磷酸盐、硅酸盐、氨氮以及叶绿素a等水质参数的测定,考查研究区域的水质参数分布特性。利用高通量测序技术,考查长江口表层沉积物中微生物群落多样性分布特征。RDA分析结果表明,长江口表层沉积物微生物群落组成与pH、盐度、溶解氧、硝酸盐和亚硝酸盐显着相关。研究中,以BDE-209为唯一碳源,从长江口表层沉积物中筛选得到一株BDE-209高效降解菌株,命名为BJ-1,并对该菌株进行形态观察、生理生化指标鉴定及16S rDNA基因测序。经鉴定,该菌株为戈登氏菌属（Gordonia sp.）。通过正交实验,确定该菌株BJ-1的最适生长条件为pH=8,温度30℃,盐度2.94%,转速150 r·min-1。当BDE-209 浓度 50 mg·L-1、菌株 BJ-1 接种 量 10%、pH=8 及盐度 3.20%时,反应第5 d时BDE-209降解率达78.77%。采用气相色谱-质谱联用仪对降解体系中降解产物进行分析,得到主要降解产物为BDE-207、BDE-199、BDE-184、BDE-154、BDE-101、BDE-52和BDE-11,以此推断BJ-1主要以脱溴途径降解BDE-209。根据BJ-1的16S系统发育树,选取最近似Gordonia sp.的全基因组进行KEGG注释,并对蛋白功能注释结果于KEGG pathway数据库中查找匹配得到注释比较完全的两个代谢通路图,分别为氯环已烷和氯苯代谢通路、二甲苯代谢通路。同时,利用Brenda、NCBI、SyntTax数据库,根据该近似菌株的全基因组注释出功能基因,进行功能酶同源性分析和基因簇同线性分析。近似菌株的全基因组分析表明,菌株BJ-1可能存在乙酸脱卤酶、芳基醇脱氢酶、儿茶酚2,3-双加氧酶编码基因,表明该菌株具有降解BDE-209的生物学基础。进而,选取乙酸脱卤酶、芳基醇脱氢酶、儿茶酚2,3-双加氧酶上下游蛋白在SyntTax数据库上做同线性分析,表明这些功能酶在戈登氏菌属菌株内均具有较高的同线性,结合乙酸脱卤酶、芳基醇脱氢酶、儿茶酚 2,3-双加氧酶的系统发育树分析表明,其在戈登氏菌属内具有一定的遗传保守性,表明该分离菌株确实具有降解BDE-209的能力。
袁林杰[9]（2020）在《石油源多环芳烃降解菌的筛选及其降解途径的初步研究》文中指出石油污染物中广泛存在的多环芳烃（PAHs）具有疏水性且结构稳定,是环境科学与工程学科重点研究的污染物之一。本文以采油废水处理系统中活性污泥为研究对象,通过中间产物鉴定和宏基因组测序分析,研究了石油烃降解菌对萘、菲和蒽三种典型PAHs的降解机理。利用宏基因组测序手段分析了SBR池活性污泥中微生物群落结构变化和优势菌群。活性污泥池中细菌分别属于76个门、861个属。WZ1、WZ2和WZ3三个样本优势菌群主要来自于5个门。分别是变形菌门、放线菌门、绿弯菌门、浮霉菌门和蓝细菌门。变形菌门和放线菌门的相对丰度分别为49.41%和12.13%,在SBR活性污泥系统中起主要作用。从属水平上,WZ1、WZ2、WZ3优势菌群为分枝杆菌属、Ardenticatena、固氮螺菌属、斯克尔曼氏菌属、Inquilinus、硫碱弧菌属和纤发鞘丝蓝细菌属等12个菌属。经PAHs处理后的三个样本中,细菌分别属于32个门、628个属。优势菌群主要来自于变形菌门、拟杆菌门和放线菌门三个门。P1和X3样品中优势菌群为盐单胞菌属、海杆菌属、维氏杆菌属、硝酸盐还原菌属、阿尔蒂杆菌、海源菌属和假单胞菌。盐单胞菌属在P1和X3群落中平均相对丰度为32.12%,是P1和X3样本中的第一优势菌属。分离得到七株耐盐细菌（30‰）,分别命名为Y2、Y3、YA、YB、NY1、NY2和NY3。经鉴定Y2为食烷菌属,Y3为阿尔蒂杆菌属,NY1为海源菌属,YA、YB、NY2和NY3均为盐单胞菌属。利用7株细菌进行了采油废水TOC降解实验,在35℃、pH 7.0、盐度30‰条件下培养3 d,Y2、NY1和NY2的TOC降解率分别为93.02%、93.29%和92.76%。利用7株细菌进行了PAHs降解实验,在35℃、pH 7.0、盐度30‰、PAHs浓度为100 mg/L条件下培养7 d,Y2、NY2和NY3对萘的降解率分别为88.02%、93.76%和87.26%;NY1、NY2和NY3对蒽的降解率分别为83.22%、81.45%和88.13%;NY2和NY3对菲的降解率分别为75.86%和83.90%。利用驯化菌群WZ-7进行了PAHs降解实验,在35℃、pH 7.0、盐度30‰、PAHs浓度为100 mg/L条件下培养7 d,降解效果优于原菌株处理效果,萘、蒽和菲降解率分别为97.08%、90.34%和87.04%。使用气相色谱-质谱联用仪（GC-MS）分析了菌群WZ-7降解三种PAHs的中间产物。在萘的降解过程检测到4种中间产物,包括1,2-二羟基萘、2-羧基苯甲醛、邻苯二甲酸和原儿茶酸。在蒽的降解过程中检测到5种中间产物,包括邻苯二甲酸、原儿茶酸、6,7-苯并香豆素、1,2-二羟基蒽和3-羟基-2-萘甲酸。在菲的降解过程中检测到4种中间产物,包括1-羟基-2-萘甲酸、1,2-二羟基萘、7,8-苯并香豆素和邻苯二甲酸。根据KEGG功能注释,在WZ-7菌群中注释到19个编码PAHs降解酶的基因。与菲降解相关的基因有phdE、phdF、phdG和pcaL,与蒽降解相关的基因有nahAc和phdI,与萘降解相关的基因有nahAb、catA和pcaL。基于GC-MS检测到的中间代谢物和鉴定的潜在降解基因,确定了WZ-7对三种PAHs的降解途径,即,萘首先于C1和C2碳位发生双羟基化,1,2-二羟基萘于邻位开环裂解,被降解为邻苯二甲酸;蒽首先于C1和C2碳位发生双羟基化,1,2-二羟基蒽于间位开环裂解,转化为3-羟基-2萘酸,随后裂解脱羧为邻苯二甲酸;菲首先于C3和C4碳位发生双羟基化,3,4-二羟基菲于间位开环裂解生成1-羟基2-萘酸,随后脱羧转化为1,2-二羟基萘,并于邻位开环生成邻苯二甲酸。三种PAHs都被降解为邻苯二甲酸,经双加氧酶和脱羧酶的作用,邻苯二甲酸转化为原儿茶酸。原儿茶酸在双加氧酶的作用下开环裂解转化为丙酮酸,最终进入三羧酸循环完成降解。
阴泽阳[10]（2020）在《三种不同污水生物处理系统生物信息学特征研究》文中研究指明近年来,大量的污水生物处理新工艺被开发建立,然而系统内部的微生物学信息学特征仍然有待进一步识别,如何利用先进的环境微生物学分析技术与研究方法,深入了解系统内部环境因子与微生物、微生物与微生物之间的相互作用对于污水生物处理反应器的运行优化具有重要指导意义。以16S r DNA的高通量测序技术为代表的分子生物学技术已经得到快速发展,454技术（Roche）、Solexa技术（Illumina）和SOLi D技术（ABI）等新一代高通量测序技术相继出现,尤其在生物学、地理化学、医学、农学、土壤学、海洋学等各个学科领域得到了广泛的应用。然而在环境污染治理,尤其是污水生物处理方面的应用,起步较晚且研究不够深入,很多研究仅仅停留在微生物群落解析,而且对于微生物、功能基因、代谢途径之间的关系缺乏行之有效的研究手段和分析方法。本研究以16S rDNA宏基因组学测序结果为基础,对三种不同的污水生物处理系统开展生物信息学特征研究,分析环境条件对微生物群落结构在不同物种分类学的影响,解析关键功能微生物的动态数量变化,对功能基因进行预测分析,结合KEGG提出可能的代谢路径,分析系统中微生物、功能基因在代谢过程中的主要作用,进而揭示系统对污染物的降解去除机制。本文主要结果有:（1）研究了单级SBBR处理含苯酚的高氨氮有机废水。在进水NH4+-N:400 mg·L-1,C/N:2的条件下,通过投加不同量的苯酚(50-200mg·L-1)考察在不同苯酚浓度进水条件下,系统的同步COD去除、短程硝化、反硝化与厌氧氨氧化的耦合效果（SCONDA）。随着苯酚投加量的提高,单级SCONDA反应器处理效能和功能实现有所差异,在苯酚替换浓度≤200mg·L-1条件下,系统苯酚去除率达到99.5%以上,COD去除率可达97.5%以上,氨氮去除率可达96%以上,总氮去除率可达到90%以上。然而,进一步提高苯酚进水浓度到250 mg·L-1后,脱氮效率大幅降低。宏基因组分析发现,门水平下,Proteobacteria、Bacteroidetes、Chloroflexis是系统中主要的优势菌门,而浮霉菌门Planctomycetes,在进水苯酚投加量≤200 mg·L-1的三个运行工况相对丰度逐步提高,尤其在P3阶段达到了最高的8.75%,但是在P4阶段则大幅度下降至4.67%。进一步通过属水平分析发现,系统中同时存在好氧菌和厌氧菌以及反硝化菌,系统主要的脱氮功能菌为厌氧氨氧化的功能菌属Candidatus Kuenenia在P1、P2、P3、P4中相对丰度分别为3.54%、4.24%、6.84%、0.88%,系统中仅有氨氧化菌（AOB）Nitrosomonas而没有亚硝酸盐氧化菌（NOB）被检出,证明系统存在短程硝化反应为厌氧氨氧化菌（An AOB）提供大量的NO2--N底物积累。基因预测表明,在P1、P2、P3中,系统中预测命中大量的与有机物代谢相关的基因以及氮循环相关的功能基因,同时发现了具有苯酚厌氧和好氧降解功能的基因,表明系统中存在不同的苯酚代谢方式,而氮的转化包括短程硝化、反硝化、厌氧氨氧化和DNRA等氮循环途径。由于生物膜内部苯酚浓度高于Anammox抑制的阈值,导致P4阶段脱氮性能大大降低。基于此,可以推测在生物膜内部形成的好氧、缺氧、厌氧微环境为多种功能微生物的共存和协同代谢提供了良好的生长环境。（2）采用SBBR系统处理低氨氮模拟生活污水。控制进水NH4+-N:50mg·L-1,研究了不同进水C/N条件下系统的处理效能,其中在C/N=4时,对有机物和氮实现了高效的去除,COD去除率可达96.59%,TN去除率达到最高的94.36%。通过微生物群落和功能基因预测分析,验证了其优良的性能,相关的功能菌和功能基因参与了葡萄糖代谢以及硝化、反硝化、厌氧氨氧化作用,好氧部分反硝化菌Dokdonella和硝酸盐还原基因（nar GH和nap）在C/N=4以上远高于亚硝酸盐还原基因（nir KS）的丰度为生物膜中局部出现NO3--N部分还原为NO2--N现象提供了有力证据,NO2--N的积累为Candidatus Kuenenia富集创造了条件,这也进一步揭示了C/N=4和C/N=5工况中,TN去除率高原因。代谢网络显示了系统中葡萄糖的代谢过程,而氮代谢中包含全程硝化、厌氧氨氧化、反硝化、DNRA和固氮途径。但与高氨氮有机废水发生显着短程硝化不同,低氨氮废水处理时生物膜以发生全程硝化（硝化螺菌属Nitrospira）为主,亚硝酸盐氮是通过部分反硝化途径产生,进而发生Anammox,这是首次在单一反应器同步发生同步硝化-短程反硝化-厌氧氨氧化现象报道。（3）采用微氧上流式污泥床生物膜反应器（MUSBBR）处理含高浓度COD和硝酸盐废水。系统在进水COD浓度为2000 mg·L-1,NO3--N浓度为400 mg·L-1时,系统对COD去除率达到98.8%,TN去除率达到95.46%,并出现显着的产甲烷现象,在单个MUSBBR中同时实现了对有机物和氮的高效去除、产甲烷和甲烷氧化作用。高通量测序表明系统中同时富集了大量的反硝化菌和异养菌,好氧菌、厌氧菌、兼性菌。系统的污泥和生物膜样品中同时出现了产甲烷菌（Methanothrix）,在污泥和生物膜样品中相对丰度分别为0.93%和0.72%。而甲烷氧化菌Methylogaea中仅在生物膜中大量富集（0.92%）。功能基因预测命中了大量的产甲烷、好氧甲烷氧化和反硝化的功能基因,表明系统实现了同步产甲烷甲烷氧化耦合反硝化（SMAMOD）。进一步的代谢路径显示了有机代谢中包括糖的好氧厌氧降解发酵、甲烷生成和甲烷好氧氧化的完整途径。而氮代谢中包括反硝化、DNRA、同化硝酸盐还原和固氮途径。系统同时设置的污泥区和生物膜填料区为产甲烷、好氧甲烷氧化和反硝化等不同功能菌间相互作用提供了必要条件,从而促进了SMAMOD发生。
二、苯甲酸厌氧降解机理及功能基因的研究进展（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、苯甲酸厌氧降解机理及功能基因的研究进展（论文提纲范文）
（1）生物炭强化厌氧处理降解芳香族化合物的过程与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 芳香族化合物废水的来源及危害 |
| 1.2 芳香族化合物废水处理方法 |
| 1.2.1 酚类废水主要处理方法 |
| 1.2.2 芳香酸化合物废水主要处理方法 |
| 1.3 厌氧生物处理技术的优点及其在水处理领域的应用 |
| 1.4 生物炭强化废水处理中的应用 |
| 1.5 课题来源及研究目的和内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究目的及意义 |
| 1.5.3 主要研究内容 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验用水 |
| 2.1.2 接种污泥 |
| 2.2 试验过程 |
| 2.2.1 厌氧序批试验处理芳香族化合物废水的效能及污泥理化特性分析 |
| 2.2.2 厌氧颗粒污泥降解BPA与2,4-DCP路径探究 |
| 2.2.3 生物炭的制备及表征 |
| 2.2.4 生物炭吸附BPA与2,4-DCP动力学研究 |
| 2.2.5 生物炭强化下厌氧系统降解含BPA废水的过程与机制研究 |
| 2.2.6 生物炭强化下厌氧系统降解含2,4-DCP废水的过程与机制研究 |
| 2.3 试验药品 |
| 2.4 试验仪器 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 常规指标测量方法 |
| 2.5.2 生物炭的表征分析 |
| 2.5.3 BPA及2,4-DCP液相检测方法 |
| 2.5.4 BPA及2,4-DCP降解产物的质谱分析 |
| 2.5.5 污泥理化特性分析 |
| 2.5.6 污泥高通量测序 |
| 第3章 芳香族化合物对厌氧颗粒污泥特性与微生物群落的影响 |
| 3.1 厌氧颗粒污泥处理酚类废水的效能及微生物群落研究 |
| 3.1.1 酚类物质对COD去除效果的影响 |
| 3.1.2 酚类物质对污泥INT-ETS活性的影响 |
| 3.1.3 厌氧颗粒污泥EPS含量及EEM光谱分析 |
| 3.1.4 厌氧颗粒污泥酶活性分析 |
| 3.1.5 微生物群落丰度及多样性分析 |
| 3.1.6 微生物群落结构分析 |
| 3.1.7 微生物代谢功能分析 |
| 3.1.8 酚类物质降解产物分析 |
| 3.2 厌氧颗粒污泥处理芳香酸废水的效能及微生物群落研究 |
| 3.2.1 芳香酸对COD去除效果的影响 |
| 3.2.2 芳香酸对污泥INT-ETS活性的影响 |
| 3.2.3 厌氧颗粒污泥EPS含量及EEM光谱分析 |
| 3.2.4 厌氧颗粒污泥酶活性分析 |
| 3.2.5 细菌群落结构分析 |
| 3.2.6 古细菌群落结构分析 |
| 3.2.7 微生物代谢功能分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 生物炭强化厌氧系统降解含BPA废水的过程与机制研究 |
| 4.1 生物炭表征分析 |
| 4.2 生物炭吸附BPA动力学研究 |
| 4.3 生物炭强化厌氧系统对污染物处理效能的影响 |
| 4.3.1 COD去除效果 |
| 4.3.2 BPA降解率 |
| 4.4 生物炭强化厌氧系统对污泥EPS的影响 |
| 4.5 生物炭强化厌氧系统对污泥酶活性的影响 |
| 4.6 生物炭强化厌氧污泥机制分析 |
| 4.6.1 XPS分析 |
| 4.6.2 FTIR分析 |
| 4.7 生物炭强化厌氧系统后污泥微生物群落分析 |
| 4.7.1 古菌群落分析 |
| 4.7.2 细菌群落分析 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 生物炭强化厌氧系统降解含2,4-DCP废水的过程与机制研究 |
| 5.1 生物炭吸附2,4-DCP动力学研究 |
| 5.2 生物炭强化厌氧系统对COD与2,4-DCP去除效能 |
| 5.2.1 COD去除效果 |
| 5.2.2 2,4-DCP降解率 |
| 5.3 不同生物炭强化厌氧系统中污泥EPS组分分析 |
| 5.4 不同生物炭强化厌氧系统中污泥酶活性分析 |
| 5.5 不同生物炭强化厌氧污泥机理分析 |
| 5.5.1 XPS分析 |
| 5.5.2 FTIR分析 |
| 5.6 生物炭强化厌氧系统后污泥微生物群落分析 |
| 5.6.1 古菌群落分析 |
| 5.6.2 细菌群落分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表论文情况 |
| 致谢 |
（2）双酚F的厌氧—好氧生物降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 塑料制品、塑料制剂及其危害 |
| 1.2 双酚类物质的概述 |
| 1.3 双酚类物质的危害 |
| 1.3.1 双酚A的危害 |
| 1.3.2 双酚A替代品的危害 |
| 1.4 双酚类物质的降解 |
| 1.4.1 双酚类化合物的好氧生物处理 |
| 1.4.2 双酚类化合物的厌氧生物处理 |
| 1.5 碳基材料对污染物厌氧转化的影响 |
| 1.5.1 碳基材料的应用 |
| 1.5.2 氧化石墨烯(GO)和石墨烯的应用 |
| 1.5.3 GO和石墨烯对细胞生长的影响 |
| 1.6 课题研究目的及内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 2 Pseudomonas sp.LS厌氧转化双酚F |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 硝酸盐对BPF厌氧生物转化的影响 |
| 2.2.2 GO和石墨烯促进BPF厌氧生物转化 |
| 2.2.3 GO促进作用机理研究 |
| 2.2.4 GO作为电子受体对BPF厌氧生物转化的影响 |
| 2.2.5 GO和石墨烯对菌株LS生长的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 菌株LS好氧降解4,4-dihydroxybenzophenone(DHBP) |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 不同p H对 DHBP生物降解的影响 |
| 3.2.2 不同温度对DHBP生物降解的影响 |
| 3.2.3 不同浓度的DHBP好氧降解 |
| 3.2.4 DHBP好氧生物降解途径分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（3）氧氟沙星厌氧降解菌的富集筛选和降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 抗生素在污水污泥处理过程中的去除现状 |
| 1.1.1 抗生素的简介及污染现状 |
| 1.1.2 污水处理过程中抗生素去除现状 |
| 1.1.3 污泥处理过程中抗生素去除现状 |
| 1.2 氟喹诺酮类抗生素概述与污染特性 |
| 1.2.1 氟喹诺酮类抗生素性质与特点 |
| 1.2.2 氟喹诺酮类抗生素的污染现状与环境风险 |
| 1.2.3 氟喹诺酮抗生素在污水处理系统中的去除机制 |
| 1.3 微生物降解氟喹诺酮类抗生素的研究现状 |
| 1.3.1 氟喹诺酮类抗生素降解微生物的富集 |
| 1.3.2 氟喹诺酮类抗生素降解菌的分离 |
| 1.3.3 氟喹诺酮类抗生素降解机制研究进展 |
| 1.4 本论文主要研究内容 |
| 1.4.1 课题意义和立题依据 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 电子受体和碳源对富集微生物厌氧降解氧氟沙星的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 原料与接种污泥 |
| 2.2.2 培养基与化学药品 |
| 2.2.3 氧氟沙星厌氧降解微生物富集实验方法 |
| 2.2.4 常规指标分析方法 |
| 2.2.5 降解中间产物分析方法 |
| 2.2.6 Illumina高通量测序及序列分析方法 |
| 2.2.7 功能分类预测方法 |
| 2.2.8 统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 富集微生物对氧氟沙星的生物降解情况 |
| 2.3.2 生物降解产物与途径鉴定 |
| 2.3.3 富集微生物对其他氟喹诺酮类抗生素的生物降解 |
| 2.3.4 富集微生物的群落结构分析 |
| 2.3.5 富集微生物的功能预测 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 氧氟沙星高效降解菌株的分离筛选与降解特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 接种物的来源 |
| 3.2.2 培养基的配置 |
| 3.2.3 分离纯化方法 |
| 3.2.4 菌株形态观察方法 |
| 3.2.5 菌株16S rRNA鉴定方法 |
| 3.2.6 不同因素对菌株降解氧氟沙星的影响 |
| 3.2.7 降解菌对其他氟喹诺酮类抗生素降解性能的评估 |
| 3.2.8 降解中间产物分析方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 氧氟沙星高效降解菌株的筛选及鉴定 |
| 3.3.2 氧氟沙星高效降解菌株降解特性研究 |
| 3.3.3 高效降解菌株对氧氟沙星的降解途径研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 降解菌株Tepidiphilus sp.M4基因组测序及分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 菌种来源 |
| 4.2.2 DNA样品的提取 |
| 4.2.3 基因组扫描图测定 |
| 4.2.4 生物信息分析方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 菌株Tepidiphilus sp.M4基因组DNA的提取 |
| 4.3.2 基因序列基本信息 |
| 4.3.3 基因功能注释 |
| 4.3.4 Tepidiphilus sp.M4降解相关功能基因分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 主要结论与展望 |
| 主要结论 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录: 作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 附录 |
（4）反硝化产甲烷/生物电化学降解含氮杂环化合物及碳氮脱除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 含氮杂环化合物(NHCs)概述 |
| 1.2.1 含氮杂环化合物简介 |
| 1.2.2 三种典型NHCs化合物结构特点与性质 |
| 1.3 处理典型NHCs方法的研究现状 |
| 1.3.1 生物法 |
| 1.3.2 化学氧化法 |
| 1.3.3 物理法 |
| 1.4 厌氧同时反硝化产甲烷研究进展 |
| 1.4.1 厌氧同时反硝化产甲烷的原理 |
| 1.4.2 厌氧同时反硝化产甲烷技术应用及影响因素 |
| 1.5 生物电化学技术研究现状及进展 |
| 1.5.1 生物电化学原理及降解有机物的研究 |
| 1.5.2 生物电化学脱氮研究及前景 |
| 1.6 问题的提出 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料及仪器 |
| 2.2.1 接种污泥 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 仪器设备 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 实验配水 |
| 2.3.2 厌氧同时反硝化产甲烷(SDM)实验设计 |
| 2.3.3 微生物电解池耦合厌氧消化(MEC-AD)实验设计 |
| 2.3.4 共基质实验设计 |
| 2.4 实验分析项目与检测方法 |
| 2.4.1 常规分析项目与检测方法 |
| 2.4.2 生物气体的测量 |
| 2.4.3 挥发酸的测量 |
| 2.4.4 污泥生物酶活性测试 |
| 2.4.5 中间产物测定 |
| 2.4.6 污泥形态分析 |
| 2.4.7 功能微生物群落结构分析 |
| 2.5 动力学分析 |
| 2.5.1 NHCs降解动力学分析 |
| 2.5.2 产甲烷动力学分析 |
| 第3章 厌氧同时反硝化产甲烷对典型NHCs降解性能研究 |
| 3.1 硝态氮对NHCs降解及产甲烷的作用机制 |
| 3.1.1 硝态氮对典型NHCs降解的促进机制 |
| 3.1.2 硝态氮对NHCs厌氧产甲烷的抑制机制 |
| 3.2 厌氧同时反硝化产甲烷体系内NHCs降解性能 |
| 3.2.1 NHCs降解过程中的氨氮形成分析 |
| 3.2.2 常规生物酶活性分析 |
| 3.3 同时反硝化产甲烷对不同浓度NHCs的降解效果 |
| 3.4 动力学分析 |
| 3.4.1 NHCs降解动力学 |
| 3.4.2 NHCs降解过程中厌氧产甲烷动力学 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 NHCs在厌氧同时反硝化产甲烷体系中的降解机理 |
| 4.1 厌氧同时反硝化产甲烷体系内NHCs降解途径分析 |
| 4.1.1 NHCs厌氧降解途径 |
| 4.1.2 NHCs降解过程中间产物的转化规律 |
| 4.2 NHCs降解过程中碳氮平衡分析 |
| 4.3 厌氧同时反硝化产甲烷体系内功能菌群落结构解析 |
| 4.3.1 以喹啉为碳源 |
| 4.3.2 以吲哚为碳源 |
| 4.3.3 以吡啶为碳源 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 微生物电解池耦合厌氧消化强化NHCs降解及碳氮同步去除 |
| 5.1 微生物电解池耦合厌氧消化对NHCs降解效能的影响 |
| 5.1.1 外加电压对NHCs降解的影响 |
| 5.1.2 不同浓度NHCs的降解效果 |
| 5.2 微生物电解池耦合厌氧消化强化NHCs降解性能研究 |
| 5.2.1 以喹啉为碳源 |
| 5.2.2 以吲哚为碳源 |
| 5.2.3 以吡啶为碳源 |
| 5.3 生物电化学体系对氨氮同步脱除的研究 |
| 5.4 NHCs在生物电化学体系内厌氧降解机理研究 |
| 5.5 微生物电解池耦合厌氧消化体系内微生物群落结构解析 |
| 5.5.1 污泥形态分析 |
| 5.5.2 功能菌群分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 NHCs共基质条件下的降解性能研究 |
| 6.1 NHCs共基质条件下的降解机制 |
| 6.1.1 喹啉与吲哚共基质降解特性分析 |
| 6.1.2 吲哚与吡啶共基质降解特性分析 |
| 6.2 NHCs共基质条件下降解机理分析 |
| 6.2.1 NHCs降解动力学 |
| 6.2.2 NHCs共基质条件下降解产物 |
| 6.3 微生物群落解析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）酒糟厌氧消化液中丙酸互营降解微生物研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景和意义 |
| 1.2 厌氧消化过程中丙酸的积累及降解 |
| 1.2.1 厌氧消化技术 |
| 1.2.2 厌氧消化过程中丙酸的累积 |
| 1.2.3 已知的厌氧丙酸降解菌 |
| 1.2.4 丙酸厌氧降解微生物群落研究 |
| 1.3 厌氧消化丙酸累积的调控研究 |
| 1.4 本课题的研究内容和目的 |
| 第2章 基于高通量测序技术分析酒糟沼气工程中微生物群落构成 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 接种物及原料特性 |
| 2.2.2 酒糟降解复合菌系的驯化培养及微生物群落解析 |
| 2.2.3 酒糟厌氧降解中间产物累积 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.2.5 DNA提取、PCR扩增及测序 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 酒糟厌氧降解中间产物积累研究 |
| 2.3.2 细菌和古菌统计学分析 |
| 2.3.3 细菌多样性解析 |
| 2.3.4 古菌多样性解析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 酒糟厌氧消化液中丙酸互营降解菌的富集培养与鉴定 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集及富集培养 |
| 3.2.2 丙酸降解复合菌系的产甲烷特性及群落解析 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.2.4 DNA提取、PCR扩增及测序 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 厌氧丙酸降解菌的富集培养及产甲烷特性 |
| 3.3.2 细菌和古菌统计学分析 |
| 3.3.3 细菌多样性解析 |
| 3.3.4 古菌多样性解析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 基于丙酸-氨基酸复合碳源的丙酸互营降解菌的分离培养探索 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样品采集及富集培养 |
| 4.2.2 丙酸-氨基酸降解复合菌系的产甲烷特性 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.2.4 位相差显微镜观察 |
| 4.2.5 丙酸厌氧降解菌的分离纯化尝试 |
| 4.2.6 DNA提取、PCR扩增及测序 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 厌氧丙酸降解菌的富集培养及产甲烷特性 |
| 4.3.2 丙酸降解菌分离纯化尝试 |
| 4.3.3 细菌和古菌统计学分析 |
| 4.3.4 细菌多样性解析 |
| 4.3.5 古菌多样性解析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（6）生物炭强化苯酚厌氧降解及甲烷化过程机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 含酚废水的来源及处理技术 |
| 1.1.1 含酚废水的来源及危害 |
| 1.1.2 含酚废水的处理技术 |
| 1.2 苯酚的厌氧降解研究现状及瓶颈 |
| 1.2.1 苯酚厌氧处理研究现状 |
| 1.2.2 苯酚互营氧化代谢降解过程效能提升瓶颈 |
| 1.3 导电材料在厌氧消化中的应用及优势 |
| 1.3.1 导电材料对厌氧消化的强化作用 |
| 1.3.2 生物炭促进苯酚厌氧降解甲烷化过程的可行性分析 |
| 1.4 本研究的目的和内容 |
| 1.4.1 研究的目的和意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 2.试验材料与方法 |
| 2.1 生物炭制备与表征 |
| 2.1.1 生物炭制备 |
| 2.1.2 生物炭形貌及理化特性 |
| 2.1.3 电化学特性 |
| 2.2 批次实验 |
| 2.2.1 种泥与基质 |
| 2.2.2 不同生物炭对苯酚厌氧降解产甲烷增效研究 |
| 2.2.3 生物炭强化苯酚厌氧降解的机理研究 |
| 2.3 物化分析方法 |
| 2.4 动力学分析 |
| 2.4.1 吸附特性研究 |
| 2.4.2 产甲烷动力学 |
| 2.5 微生物群落解析 |
| 2.5.1 DNA提取 |
| 2.5.2 高通量测序 |
| 3.生物炭制备条件对苯酚厌氧降解促进效果影响研究 |
| 3.1 生物炭结构特性 |
| 3.1.1 物理特性 |
| 3.1.2 官能团特性 |
| 3.1.3 电化学特性 |
| 3.2 生物炭增促苯酚厌氧产甲烷过程研究 |
| 3.2.1 吸附动力学特性 |
| 3.2.2 产甲烷动力学特性 |
| 3.2.3 生物炭持续增效特性 |
| 3.2.4 微生物群落演替特性 |
| 3.3 生物炭特性对苯酚产甲烷性能影响评价 |
| 3.4 小结 |
| 4.不同浓度下生物炭强化苯酚厌氧降解效能研究 |
| 4.1 吸附性能研究 |
| 4.2 生物炭对苯酚降解过程特性的影响 |
| 4.2.1 苯酚甲烷化特性 |
| 4.2.2 中间产物积累特性 |
| 4.2.3 电子传递体系活性 |
| 4.3 微生物富集特性 |
| 4.4 生物炭对苯酚互营产甲烷电子传递路径的影响 |
| 4.4.1 表面官能团特性解析及电化学行为解析 |
| 4.4.2 原位电化学响应 |
| 4.4.3 生物炭-微生物聚合体电化学特性 |
| 4.5 小结 |
| 5.结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 硕士期间主要研究成果 |
（7）秸秆强化厌氧降解煤产甲烷的代谢过程分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.2 生物煤层气国内外研究现状 |
| 1.2.1 生物煤层气成因 |
| 1.2.2 生物煤层气特征 |
| 1.2.3 生物煤层气生成机理研究现状 |
| 1.2.4 生物煤层气产生影响因素 |
| 1.3 微生物增产煤层气技术研究进展 |
| 1.3.1 微生物增产煤层气技术的概念 |
| 1.3.2 微生物增产煤层气的实施方案 |
| 1.3.3 生物煤层气的增产方案 |
| 1.4 共降解研究进展 |
| 1.4.1 共降解的概念和应用 |
| 1.4.2 秸秆的研究进展 |
| 1.4.3 煤与秸秆共降解研究进展 |
| 1.5 生物甲烷增产机理研究进展 |
| 1.5.1 功能微生物研究进展 |
| 1.5.2 中间代谢产物研究进展 |
| 1.6 沁水煤层气田概况及研究现状 |
| 1.6.1 沁水煤层气田概况 |
| 1.6.2 勘探情况概述 |
| 1.6.3 沁水盆地煤层气研究现状 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究方案 |
| 1.7.2 技术路线图 |
| 第2章 煤与秸秆共降解有机物演替规律 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料及方法 |
| 2.2.1 实验原材料及菌种来源 |
| 2.2.2 实验用培养基 |
| 2.2.3 共降解实验设计 |
| 2.2.4 气体检测及pH检测 |
| 2.2.5 TOC检测 |
| 2.2.6 GC-MS检测 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 甲烷产生、TOC及pH检测结果 |
| 2.3.2 煤与秸秆厌氧降解过程中有机物演替规律 |
| 2.3.3 煤降解过程中有机物演替规律 |
| 2.3.4 秸秆降解过程中有机物演替规律 |
| 2.3.5 有机化合物主成分分析及热图分析 |
| 2.3.6 VFA演替规律及对甲烷产生的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 煤与秸秆共降解微生物演替规律 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料及方法 |
| 3.2.1 DNA提取及PCR扩增 |
| 3.2.2 转接实验设计 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 古菌、细菌和真菌的多样性 |
| 3.3.2 古菌的群落演替 |
| 3.3.3 细菌的群落演替 |
| 3.3.4 真菌的群落演替 |
| 3.3.5 微生物的演替与甲烷生产的关系 |
| 3.3.6 煤与秸秆厌氧降解功能菌群对不同底物的降解 |
| 3.3.7 煤与秸秆、单一煤厌氧降解功能菌群对煤的降解 |
| 3.3.8 煤与秸秆、单一秸秆厌氧降解功能菌群对秸秆的降解 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）好氧细菌Gordonia sp.降解BDE-209特性与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 多溴联苯醚概述 |
| 1.2.1 理化性质 |
| 1.2.2 PBDEs毒理学效应 |
| 1.2.3 污染现状 |
| 1.3 BDE-209降解研究进展 |
| 1.3.1 物理降解 |
| 1.3.2 化学降解 |
| 1.3.3 微生物降解 |
| 1.4 微生物多样性分析研究进展 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.6 研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 采样点设置与样品采集 |
| 2.2 实验试剂与材料 |
| 2.3 实验仪器 |
| 2.4 培养基和储备液的配制 |
| 2.4.1 培养基的配制 |
| 2.4.2 BDE-209储备液的配制 |
| 2.5 分析检测方法 |
| 2.5.1 理化指标检测 |
| 2.5.2 沉积物微生物多样性 |
| 2.5.3 BDE-209及其降解产物分析 |
| 2.5.4 降解菌微生物鉴定 |
| 2.6 数据处理与分析 |
| 2.6.1 微生物多样性分析 |
| 2.6.2 代谢通路分析 |
| 第3章 沉积物样品微生物多样性分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 水质参数分布特征 |
| 3.3 高通量测序结果分析 |
| 3.3.1 稀释曲线 |
| 3.3.2 Alpha多样性指数分析 |
| 3.4 沉积物微生物群落结构组成分析 |
| 3.4.1 门水平微生物群落结构分析 |
| 3.4.2 属水平微生物群落结构分析 |
| 3.5 沉积物微生物群落相似性分析 |
| 3.5.1 样本层级聚类分析 |
| 3.5.2 主坐标分析 |
| 3.5.3 微生物群落组成和水质参数的相关性分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 多溴联苯醚降解菌的筛选、鉴定及其降解特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 菌株的纯化与鉴定 |
| 4.2.1 菌株的驯化 |
| 4.2.2 菌株的分离纯化 |
| 4.2.3 菌种的鉴定及保存 |
| 4.3 菌株生长条件优化 |
| 4.4 BDE-209降解效率的测定 |
| 4.5 菌株的筛选与鉴定结果 |
| 4.5.1 菌株形态观察 |
| 4.5.2 菌株的16Sr DNA序列分析 |
| 4.6 菌株的生长特性 |
| 4.6.1 Gordonia sp.研究进展 |
| 4.6.2 菌株的生长条件及优化 |
| 4.6.3 菌株生长曲线 |
| 4.7 BDE-209好氧降解特性 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 基于KEGG数据库的代谢通路分析及功能酶、基因分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 数据库及分析方法 |
| 5.2.1 KEGG pathway分析 |
| 5.2.2 功能酶同源性分析 |
| 5.2.3 功能酶基因簇同线性分析 |
| 5.3 降解产物分析及功能酶、基因分析 |
| 5.3.1 降解产物分析及其途径模拟 |
| 5.3.2 KEGG pathway分析 |
| 5.3.3 功能酶同源性分析 |
| 5.3.4 功能酶基因簇分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表学术成果 |
（9）石油源多环芳烃降解菌的筛选及其降解途径的初步研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 降解石油烃的微生物 |
| 1.2 与石油烃降解有关的酶和基因 |
| 1.3 基因工程技术在石油污染处理中的应用 |
| 1.4 石油烃生物降解机理的研究现状 |
| 1.4.1 链烷烃降解机理的研究 |
| 1.4.2 环烷烃降解的研究 |
| 1.4.3 苯的生物降解途径 |
| 1.4.4 萘的生物降解途径 |
| 1.4.5 菲的生物降解途径 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.5.1 本课题研究来源 |
| 1.5.2 本课题研究意义及创新点 |
| 1.5.3 研究内容与技术方案 |
| 第2章 SBR系统中细菌的群落特征及菌群对PAHs的响应 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验样本 |
| 2.2.2 活性污泥菌群的富集和驯化 |
| 2.2.3 DNA的提取 |
| 2.2.4 凝胶电泳 |
| 2.2.5 PCR扩增、文库构建及测序 |
| 2.2.6 测序数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 DNA提取和PCR扩增结果 |
| 2.3.2 宏基因组测序结果 |
| 2.3.3 活性污泥菌群和驯化菌群在门水平上的群落组成 |
| 2.3.4 活性污泥菌群和驯化菌群群落丰度及其相似性 |
| 2.3.5 优势菌群的变化趋势 |
| 2.3.6 优势菌群对PAHs的响应分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 PAHs降解菌的筛选与降解能力测定 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 PAHs降解菌的富集和驯化 |
| 3.2.3 PAHs高效降解菌的筛选 |
| 3.2.4 分子生态学鉴定 |
| 3.2.5 TOC降解能力的测定 |
| 3.2.6 PAHs降解能力的测定 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 菌株的筛选结果 |
| 3.3.2 分子生态学鉴定 |
| 3.3.3 采油废水TOC降解能力的测定 |
| 3.3.4 PAHs降解能力的测定 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 PAHs降解过程中的中间产物鉴定 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 样本概况 |
| 4.2.2 PAHs降解中间产物的提取 |
| 4.2.3 PAHs降解中间产物的检测 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 萘降解产物的分析及降解途径的讨论 |
| 4.3.2 蒽降解产物的分析及降解途径的讨论 |
| 4.3.3 菲降解产物的分析及降解途径的讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 PAHs降解基因的检测和PAHs降解途径分析 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 实验样本 |
| 5.2.2 DNA的提取 |
| 5.2.3 PCR扩增、基因组文库构建及测序 |
| 5.2.4 基因组功能分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 基因组特征 |
| 5.3.2 基因组注释结果 |
| 5.3.3 PAHs的生物降解途径 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论和建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简历、申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
（10）三种不同污水生物处理系统生物信息学特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 污水生物处理技术研究 |
| 1.1.2 分子生物学技术研究进展 |
| 1.1.3 分子生物学在污水处理微生态分析的应用 |
| 1.2 研究目的与内容 |
| 1.3 研究方法与技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 生物反应器和生物样品获取 |
| 2.1.1 SBBR反应器 |
| 2.1.2 MUSBBR反应器处理高浓度硝酸盐有机废水运行 |
| 2.2 生物信息学分析 |
| 2.2.1 生物样本采集 |
| 2.2.2 样品预处理 |
| 2.2.3 DNA提取 |
| 2.3 基于Illumina MiSeq系统的宏基因组测序 |
| 2.4 生物信息学分析 |
| 2.4.1 物种多样性 |
| 2.4.2 物种分类学分析 |
| 2.4.3 分类和发育信息可视化 |
| 2.4.4 微生物间相互关系分析 |
| 2.4.5 基因预测和功能注释 |
| 2.4.6 代谢通路 |
| 第3章 高氨含苯酚废水处理系统生物信息学研究 |
| 3.1 处理效果 |
| 3.2 微生物群落结构分析 |
| 3.3 系统发育分析 |
| 3.4 微生物相关性分析 |
| 3.5 功能基因预测 |
| 3.6 代谢通路预测 |
| 3.7 反应机理研究 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 低氨氮模拟生活污水处理系统生物信息学研究 |
| 4.1 处理效果 |
| 4.2 群落结构分析 |
| 4.3 系统发育分析 |
| 4.4 微生物相关性分析 |
| 4.5 功能基因预测 |
| 4.6 代谢通路分析 |
| 4.7 反应机理研究 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 高浓度有机硝酸盐废水处理系统生物信息学研究 |
| 5.1 处理效果 |
| 5.2 群落结构分析 |
| 5.3 系统发育分析 |
| 5.4 功能基因预测 |
| 5.5 代谢通路分析 |
| 5.6 反应机理研究 |
| 5.7 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 不足与建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
四、苯甲酸厌氧降解机理及功能基因的研究进展（论文参考文献）
- [1]生物炭强化厌氧处理降解芳香族化合物的过程与机制研究[D]. 林旭萌. 广西师范大学, 2021
- [2]双酚F的厌氧—好氧生物降解特性研究[D]. 李京艺. 大连理工大学, 2021(01)
- [3]氧氟沙星厌氧降解菌的富集筛选和降解特性研究[D]. 疏文慧. 江南大学, 2021(01)
- [4]反硝化产甲烷/生物电化学降解含氮杂环化合物及碳氮脱除研究[D]. 高艳娟. 太原理工大学, 2020(01)
- [5]酒糟厌氧消化液中丙酸互营降解微生物研究[D]. 谢彤彤. 青岛大学, 2020(01)
- [6]生物炭强化苯酚厌氧降解及甲烷化过程机理研究[D]. 高新. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [7]秸秆强化厌氧降解煤产甲烷的代谢过程分析[D]. 段凯鑫. 太原理工大学, 2020(07)
- [8]好氧细菌Gordonia sp.降解BDE-209特性与机制研究[D]. 张敬. 华东理工大学, 2020(01)
- [9]石油源多环芳烃降解菌的筛选及其降解途径的初步研究[D]. 袁林杰. 桂林理工大学, 2020(01)
- [10]三种不同污水生物处理系统生物信息学特征研究[D]. 阴泽阳. 太原理工大学, 2020(07)