一、膜过滤技术在土壤真菌生物量测定中的应用（论文文献综述）
徐志伟[1]（2021）在《基于宏基因组纳帕海高原湿地细菌与病毒种群结构研究》文中指出病毒是数量最多的生物,在调节微生物群落结构、推动生物地球化学循环、遗传物质的水平转移等方面具有重要作用。目前环境病毒学的报道主要集中于海洋和淡水湖泊等生态环境,而高原湿地病毒研究相对较少。因此,以我国独有的纳帕海高原湿地为研究对象,利用病毒宏基因组学的研究方法,对其中的微生物进行测序和生物信息学分析,以期探索病毒和原核生物在高原湿地环境中的群落分布及生态作用。主要研究结果如下:1.纳帕海高原湿地共鉴定原核微生物210个门、3,341个属。细菌域184个门,变形菌门、酸杆菌门和放线菌门是湿地优势菌门。水体中变形菌门和拟杆菌门的丰度高于土壤,土壤中酸杆菌门、放线菌门、疣微菌门、绿弯菌门、念珠菌门的丰度高于水体。3,262个细菌属中,根瘤菌属为土壤中优势菌属,而水体中优势菌属则为弯曲杆菌属和噬甲基菌属。古菌域鉴定13个门、32个属。真核域鉴定13个门、47个属。2.宏基因组功能基因中,氨基酸转运和代谢为最具代表性的功能基因,其次为能源生产和转换功能、辅酶转运和代谢功能、脂质转运和代谢功能、信号转导机制功能基因。3.纳帕海高原湿地中碳、氮代谢基因丰度较高,湿地微生物固碳途径以卡尔文循环、还原性三羧酸循环和3-羟基丙酸循环为主,变形菌门、绿弯菌门、泉古菌门为主要固碳菌群;氮循环过程,固氮和异化硝酸盐还原过程主要集中在水体,硝化和反硝化过程则集中在土壤,菌群为变形菌门、硝化螺旋菌门、疣微菌门、放线菌门、奇古菌门和广古菌门等。4.病毒种群结构研究显示:纳帕海高原湿地中DNA病毒占99.4%,RNA病毒占0.6%;DNA病毒中噬菌体所占比例为47.95%;长尾病毒科、肌病毒科、类双生病毒科、疱疹病毒科、藻类DNA病毒科和拟菌病毒科为优势病毒科。5.纳帕海高原湿地中病毒预测的宿主丰度与宏基因组测序统计的原核生物丰度基本一致。变形菌门和放线菌门仍然是优势菌群,厚壁菌门在病毒预测中存在相对较高丰度。水体和土壤样本之间病毒群落和原核宿主群落分布和组成差异显着,而土壤与土壤样本之间病毒群落和原核宿主群落结构差异较小。6.病毒群落和环境因子相关性分析表明,影响病毒群落的非生物环境因子有总氮（TN）、水温、叶绿素a和锌。此外,四种优势病毒在纳帕海高原湿地的地理位置分布不均,微病毒科主要分布于下游土壤中;大部分长尾病毒科分布在上游土壤样本;藻类DNA病毒科和疱疹病毒科则主要分布在纳帕海湿地湖水。7.藻类DNA病毒系统发育分析表明,纳帕海湿地中噬藻体具有丰富的多样性,包含了目前已知的六种藻类DNA病毒属,少部分序列存在差异,可能存在新的藻类DNA病毒;纳帕海丰富的藻类病毒源于其独特的地理形成。8.纳帕海高原湿地中病毒辅助代谢基因主要包括光合作用相关基因psb A,光合电子传递基因ATPase,碳代谢相关基因pfk、pgk、tpi A、pyk,氮代谢相关基因nif U、nif R,DNA生物合成相关基因cob S、maz G、pur M,硫代谢相关基因Tus、Moa、Thi S、Thi F、nif S,磷酸盐代谢相关基因pho H、pst S,热激基因hsp,UDP-硫喹诺糖合成酶UDP-SQ等。AMG调控宿主的关键代谢过程如光合作用、戊糖磷酸循环途径、碳循环途径、铁硫簇合成、DNA生物合成等。病毒辅助代谢基因对宿主关键代谢反应的维持和抑制有助于病毒获得更多的感染机会并提高感染几率,进而释放更多的病毒子代。本研究开展了纳帕海高原湿地微生物群落多样性研究,并对其固碳途径、氮代谢途径、病毒种群结构模式和病毒基因组中辅助代谢基因进行了初步分析,了解病毒与病毒之间、病毒与宿主之间、病毒与环境之间的关系,拓展了人们对病毒的理解,加深了病毒对生态及人类作用的认识。为我国湿地环境的综合治理和保护提供了必要的借鉴和参考,为解析地球元素循环提供了基础资料。
王慕知[2]（2019）在《抗链格孢菌活性物质筛选及发酵体系的建立》文中研究说明链格孢菌（Alternaria alternata）是一种常见丝状真菌,广泛地分布在世界上各个角落。作为植物病原真菌,链格孢菌可以侵染多种农作物,如番茄、苹果、小麦、烟草等,引发严重的病害,经常会造成巨大的经济损失,甚至会威胁到人类的身体健康。目前为止,用于防治链格孢菌的化学农药的残留会导致环境污染、动物与人类中毒与诱导耐药性增强等严重问题,因此寻找无毒易降解的新型农药一直是研究热点。除了引发植物病害,链格孢菌在生长过程中还可产生一些有益的高值代谢产物。为了大规模生产这些化合物,需要建立起链格孢菌的发酵条件。大部分链格孢菌的致病机理与生产高值化合物的原理现在仍不清楚。通过对其代谢网络进行分析可以确定重要代谢产物生成过程中的关键酶,为链格孢菌的深入研究打下良好的基础。本实验设计与研究包括了以下几个方面:1.本章旨在筛选用于防治链格孢菌的新型绿色农药。此部分计算了不同浓度的壳聚糖对链格孢菌的抑制效果,然后进行了毒力测定,得到壳聚糖的EC50为450μg/mL,并粗略计算了将壳聚糖用于大量施用的成本。结果证明,壳聚糖对链格孢菌有一定的防治效果,并可作为价格低廉的农药使用。2.本章通过在不同转速、不同培养基、不同碳源的情况下观察并测定菌体的生长情况,成功得到了链格孢菌的最佳发酵条件。在避光、28℃、转速120 rpm,并使用以蔗糖为碳源的液体土豆培养基的情况下,发酵效果最好,成本也相对较低。3.目前对于链格孢菌抑菌机制与合产有益化合物的原理尚不明确,有待进一步研究。本章首先对链格孢菌的代谢网络进行了分析,找到了该菌中鞘氨醇的合成、分解途径和细交链孢菌酮酸的合成途径。接着确定了代谢通路中的限速酶SPT、SPHK和AHAS。之后对SPT与AHAS对应基因进行了同源性分析,得到了 SPT与AHAS相关基因的保守性。然后使用构建的进化树,找到了链格孢菌的近缘真菌。最终通过该近缘真菌基因的同源比对,发现一段链格孢菌中尚未报道过的基因很有可能就是编码SPHK的基因,并确定了其保守性。以上的生物信息学分析都为将来通过这几种酶对链格孢菌进行形态学与基因改造等进一步的研究奠定了基础。
尹海洋[3]（2019）在《海藻酸钠/稀土高分子凝胶球的制备及其对染料吸附性能的研究》文中提出印染工业的快速发展引发了大量高浓度印染废水的产生,对其有效的处理技术已成为水处理领域的关注重点。作为一种可再生的天然海洋资源,海藻酸钠（Sodium alginate,SA）因其分子链上含有大量的活性基团可与各种染料分子相互作用,所以被广泛应用于印染废水的处理研究。本研究主要利用SA和稀土离子间的相互作用制备了两种海藻酸稀土凝胶球吸附材料,即SA/La（III）和SA/Y（III）。采用SEM-EDS、XRD、FT-IR、UV-Vis DRS及TGA等表征手段对材料进行了分析,并分别以直接绿BE（Direct Green BE,DG BE）、弱酸性深蓝5R（Weakl Acid Blue 5R,WAB 5R）、直接大红4BE（Direct Red 4BE,DR 4BE）和弱酸性艳蓝RAW（Weak Acid Brilliant Blue RAW,WABB RAW）四种染料为吸附对象,详细探究了材料的制备和吸附条件、吸附动力学、吸附热力学、等温吸附及凝胶球的再生性能,并对吸附机理进行了探究,所得结论如下:（1）通过注射法制备了SA/La（III）和SA/Y（III）吸附材料,并得出两种材料制备的优化条件为:2g/100 mL的SA溶液在室温下搅拌后、静止一定时间,分别滴入La（NO3）3（3.5 g/100 mL）和Y（NO3）3（4.0 g/100 mL）两种交联剂溶液中,交联反应2h后,取出小球、冲洗3次以上,烘干即得SA/La（III）和SA/Y（III）凝胶吸附剂。（2）研究了SA/La（III）对DG BE和WAB 5R两种染料吸附的优化条件,具体为:当两种染料的初始浓度分别为3000 mg/L和2000 mg/L,pH值为6.0,投加量为0.06 g,吸附温度为25℃、吸附时间为120 min时,对DG BE和WAB 5R的吸附量和去除率分别可达605 mg/g,618 mg/g,97%和96%。SA/Y（III）对DR4BE和WABB RAW两种染料吸附的优化条件为:染料初始浓度分别为3000mg/L和2000 mg/L,染料自然pH值分别为9.84和7.11,投加量为0.05 g,吸附反应时间为120 min,室温下对DR 4BE和WABB RAW的吸附量分别可达1411mg/g和953 mg/g,去除率也分别可达94%和95%。此外,SA/La（III）和SA/Y（III）吸附剂具有较宽的pH适用范围。（3）通过SA/La（III）和SA/Y（III）分别对DG BE、WAB 5R和DR 4BE、WABBRAW的动力学研究表明,不同温度下（298K,313K和328K）吸附过程可用拟二级吸附速率方程很好地描述（R2>0.9991）,吸附速率较快,在120 min内可达吸附平衡;颗粒内扩散是主要的控速步骤。（4）能用Langmuir等温模型很好地描述SA/La（III）和SA/Y（III）分别对DG BE、WAB 5R和DR 4BE、WABB RAW染料的吸附行为（R2>0.9960）,且Langmuir分离因子RL的值均小于1,表明吸附均易进行。由表观活化能Ea值和热力学参数△H、△G和△S的值可知,SA/La（III）对DG BE和WAB 5R的吸附均是自发式吸热反应;SA/Y（III）对DR 4BE和WABB RAW的吸附则具有自发式放热性质。此外,吸附主要是通过静电吸附和氢键作用,同时伴随化学吸附。（5）再生结果表明,吸附DG BE和WAB 5R饱和后的SA/La（III）用蒸馏水于室温下振荡1h后,再生率分别可达99.3%和99.7%,第二次再生率分别降至71.0%和74.0%,说明SA/La（III）至少可再生循环使用一次以上。（6）通过采用SEM、EDS、XRD、UV-Vis DRS、FT-IR及TGA对SA、SA/La（III）和SA/Y（III）的表征分析发现,SA粉末由不规则块状和棒状颗粒组成;SA/La（III）和SA/Y（III）凝胶颗粒则为不规整球形,表面崎岖不平,具有丰富的分层结构和沟纹褶皱,La（III）和Y（III）分别成功与SA分子中大部分Na+进行了离子交换,并配位形成三维网状结构的凝胶球。SA/La（III）和SA/Y（III）对四种染料的吸附除了重要的静电吸附作用和氢键作用外,还有化学作用存在。此外,两种材料的热稳定性均优于SA,非常便于常温储存与使用。本研究制备的两种凝胶吸附材料SA/La（III）和SA/Y（III）可实现对高浓度染料废水的高效处理。材料的制备方法简单、耗时少,所得凝胶吸附材料成本低,吸附容量大和绿色环保,且避免了二次污染,同时具有较宽的pH适用范围。这为后续海藻酸基吸附材料对印染废水的处理研究提供了一定的参考,期望在废水处理领域上有较广的发展前景。
金岩[4]（2019）在《载体混凝耦合可见光催化氧化去除饮用水中有害蓝藻及其代谢物》文中提出在湖泊、水库等水源地中,水体富营养化导致的蓝藻水华现象已经成为全球重点关注的水质安全问题。水源中的蓝藻细胞及其代谢物会恶化水质并使水体产生不良气味。更为严重的是,某些蓝藻种类能够产生一系列蓝藻毒素,对动物以及人类健康产生极大的威胁。在饮用水厂中,混凝-沉淀工艺对于有害蓝藻的去除起着最为关键的作用。然而,蓝藻细胞及其代谢物会增加胶体表面电负性,导致混凝剂投加量增加,蓝藻去除效率降低。同时,蓝藻细胞的漂浮性特点会大大降低蓝藻絮体沉降性,影响饮用水处理效率。另一方面,混凝完成后,在某些物理、化学及生物因素的作用下,进入底泥的蓝藻细胞容易在堆置过程中破裂、死亡,向底泥中释放大量的蓝藻毒素及其他有害物质,造成二次污染,影响底泥的无害化处置与底泥水的安全回用。因此,针对蓝藻絮体沉降性差、去除率低的问题,本论文以石英砂为载体颗粒来强化常规无机混凝剂（AlCl3、FeCl3及PAFC）对有害蓝藻的去除效果。研究了石英砂载体混凝技术对蓝藻絮体沉降性、藻细胞及其代谢物去除效果以及底泥堆置阶段蓝藻细胞行为特征的影响。结果表明,石英砂颗粒可以在混凝阶段掺入到蓝藻絮体中以增加絮体重量,有效克服蓝藻细胞漂浮性的问题,从而显着提高蓝藻絮体沉降性与蓝藻去除率。此外,石英砂颗粒的投加可以减少常规混凝剂的用量,投加50 mg/L石英砂可分别减少25%的AlCl3使用量,10%的FeCl3使用量和40%的PAFC使用量。与AlCl3与FeCl3相比,PAFC耦合石英砂能获得更好的蓝藻去除效果,在最优剂量下（1.5 mg/L PAFC和50 mg/L石英砂）,全部蓝藻细胞能在混凝后3分钟内完全沉降。在载体混凝过程中,石英砂对不同混凝剂形成的絮体性质影响各不相同:石英砂会分别减小AlCl3和FeCl3形成的蓝藻絮体粒径,但会增加PAFC絮体的大小;絮体密度和粒径的同时增大是导致PAFC与石英砂结合具有更好蓝藻去除效率的原因。此外,石英砂载体混凝技术能将水体中更多有机物包括藻毒素捕获到絮体中,提高上清液水质;与常规混凝技术相比,载体混凝技术形成的絮体,在底泥堆置过程中对絮体中的有机物包括藻毒素有更强的束缚作用,能抑制其释放。但过量的载体颗粒（200 mg/L石英砂）会导致蓝藻细胞在底泥堆置过程中的提前破裂,这与混凝搅拌阶段（尤其是快搅阶段）过量石英砂与藻细胞碰撞频率增加引起的细胞损伤作用有关。由于Al、Fe浓度较低和更强的絮体保护作用,PAFC与石英砂结合形成的絮体中的蓝藻细胞能保持更长时间的完整性,在1.5 mg/L PAFC和50 mg/L石英砂的最优组合中,蓝藻细胞所受氧化性损伤程度最低,堆置10天后依然保持较高的完整性,为含藻底泥的安全处置提供了充足的时间。针对蓝藻细胞及其代谢物的危害,本论文探索了可见光催化剂N-Ti02同时降解水体中蓝藻细胞及其代谢物的效果与机理,并比较了丝状拟柱孢藻（C.raciborskii）与单细胞铜绿微囊藻（M.aeruginosa）在相同的光催化降解条件下的行为特征。结果表明,200 mg/L N-TiO2能在20小时内将5×106 cells/mL拟柱孢藻（C.raciborskii）悬浮液中的藻细胞完全破坏,并同时有效降解体系中94%的柱孢藻毒素与87%的有机物,大大改善了原水水质。N-Ti02产生的活性氧物质会先攻击细胞膜以诱导细胞裂解,然后氧化释放的细胞内有机物和柱孢藻毒素。在此过程中,拟柱孢藻(C.racborskii 始终附着在N-Ti02颗粒表面,缩短了活性氧物质与藻细胞之间的距离,从而提高了N-Ti02的可见光催化活性。在活性氧物质的攻击下,拟柱孢藻（C raciborskii）的藻丝会在降解初期发生断裂:反应初始阶段藻丝的平均长度均匀地分布在0至300 μm之间,而在处理4小时后,80%以上的藻丝长度都在100 μm以下,随后细胞膜表面逐渐粗糙,细胞形态扭曲,活性显着下降,最终导致细胞完全破裂。虽然N-TiO2能有效降解水体中的拟柱孢藻（C.raciborskii）细胞及其代谢物,但其处理效率要明显低于铜绿微囊藻（M.aeruginosa）。在相同的光催化条件下,拟柱孢藻（C.raciborskii）细胞在反应12到14小时后完全破裂,胞内藻毒素完全释放;而对于铜绿微囊藻（M.aeruginosa）,这一过程仅需8到10小时,且体系中微囊藻毒素的去除量与降解效率也均明显高于柱孢藻毒素。因此,相比于铜绿微囊藻（M.aeruginosa）,原水中的拟柱孢藻（C.raciborskii）细胞及其代谢物的性质更加稳定,可能会增加饮用水处理难度。基于以上发现,论文尝试利用N-Ti02替代传统的石英砂颗粒,耦合载体混凝与可见光催化氧化技术,使其同时起到强化混凝和在可见光下降解底泥中蓝藻细胞及其毒素的双重作用。结果表明,在混凝阶段投加7.5 mg/LPAFC和200 mg/L N-TiO2颗粒可有效去除1L,106 cells/mL铜绿微囊藻（M.aeruginosa）悬浮液中的藻细胞。在此过程中,掺入蓝藻絮体中的N-TiO2颗粒能显着增强絮体沉降性,使80%-85%的藻细胞仅在混凝慢搅阶段就能与上清液分离,混凝完成后沉淀10分钟,蓝藻去除率高达97%。与单独使用PAFC相比,适量N-TiO2颗粒的加入可减少50%的PAFC投加量,并且不会引起N-TiO2残留问题。底泥堆置期间,蓝藻絮体中的N-TiO2颗粒在可见光的照射下,通过光催化作用形成活性氧自由基,对底泥中的蓝藻细胞及其代谢物进行氧化降解,从而实现含藻底泥的无害化。在此过程中,底面积最大高度最低的L型圆柱容器中的含藻底泥由于具有最大的光接触面积与最弱的光线衰减,其中的N-TiO2能更有效的捕获光能,具有最佳的降解效果:底泥中的蓝藻细胞可在8小时内完全破裂,99%的总MCs,84%的总COD和85%的MLVSS可在32小时内降解,处理完成后底泥中的含氮有机物与含磷有机物的矿化率在40%到50%左右,有机物与藻毒素浓度达到较低水平。此外,处理后的无害化底泥符合安全回用要求,可与原水直接混合进行回用。回用底泥中约有50%的PAFC可以继续发挥混凝效力,并且回用的N-TiO2颗粒对蓝藻细胞及代谢物仍有较高的降解效率,能再次无害化处理新形成的含藻底泥。本论文系统研究了载体混凝技术与可见光催化氧化技术对有害蓝藻的去除效果与机理,并成功将两种工艺结合,建立了能同时实现含藻原水净化以及含藻底泥降解与回用的饮用水蓝藻处理新工艺,为饮用水蓝藻的去除提供了新思路。
曹雷鹏[5]（2019）在《养猪废水中氮磷回收铜锌去除技术及水培空心菜食品安全性的研究》文中研究说明近年来,集约化畜禽养殖业的迅速发展,导致养殖场废水中氨氮（NH4+-N）、总磷（TP）及重金属等物质污染日益严重。本论文围绕着养猪粪污废水的净化这一难题展开研究,初步探明了粪污厌氧发酵对沼液的N、P、Cu（Ⅱ）及Zn（Ⅱ）形态含量的影响机理,开发低成本、高效率、环境友好型工艺处理技术,最大限度地实现粪污的资源化利用,降低集约化养殖废水处理成本以及对环境的污染,为建设更加文明的生态环境提供了科学基础。具体研究内容如下:1.养猪粪污在37℃厌氧发酵结束后,CH4累积产量分别是20℃及55℃条件下的1.06及24倍,其主要归因于较低的微生物活性及高温发酵中NH4+-N的抑制作用。随着粪污与活性污泥的挥发性固体（VS）比逐渐提高,甲烷累积产量逐渐增加。产酸菌及甲烷菌对有机含氮物质的降解利用,导致沼液中的NH4+-N浓度显着增加。沼液中NH4+-N浓度随着VS比增加而提高。粪污中含磷有机物的降解、磷酸盐沉淀及吸附沉淀,导致沼液中TP及水溶性磷（WSP）含量显着降低。随着VS比的增加,沼液中TP及WSP的下降率逐渐升高。由于微生物对有机结合态及硫化态重金属的释放导致沼液中的Cu（Ⅱ）及Zn（Ⅱ）浓度显着提高。2.喷洒技术去除废水中NH4+-N的效率随着循环水温度、曝气频率和曝气速率等参数值的增加而显着提高,其主要是由于比表面积、废水与热水管的剪切力及温差的提高。喷洒法脱氨影响条件的主次顺序为:喷洒频率>喷洒速率>温度>pH值。综合处理成本和排放标准,喷洒技术最适工艺条件为:碱性条件、0.24 m3/h连续喷洒、45℃循环热水。在最佳条件下处理8 h后,废水中NH4+-N去除率为88.35%,达到国家排放标准（<80 mg/L）。该技术对NH4+-N的回收率高达85%以上。通过经济分析,采用该技术降低废水中NH4+-N浓度达到国家排放标准时需要的成本约为$8.82/m3。3.采用气提耦合鸟粪磷灰石沉淀法处理废水。由于鸟粪磷灰石的沉淀、吸附和混凝/絮凝的协同作用,随着MgO添加量逐渐增加,废水中NH4+-N、TP、Cu（Ⅱ）及Zn（Ⅱ）的去除率显着提高。综合考虑成本和国家排放标准,该组合技术中MgO最适添加量为0.75 g/L。通过磷酸的吸收及磷酸铵镁（MAP）的沉淀协同作用,废水中的NH4+-N及TP回收率分别达到88.03%和96.07%。该耦合技术在最适条件下处理废水的能耗成本仅需要$4.94/kg NH4+-Nremoved,其成本低于其它技术处理的成本。4.以膨润土、铝酸盐为原料,制备一种高效、低成本、环保型的膨润土沸石吸附剂。吸附剂制备过程中稻壳受热气化能有效地提高所得吸附剂的比表面积和孔隙度。以Cu（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）为模型金属,通过单批实验可知,膨润土沸石吸附的最佳pH值为pH 5.0。一级动力学模型及Langmuir等温模型为膨润土沸石对Cu（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）吸附的最佳动力学模型。膨润土沸石对Cu（Ⅱ）及Zn（Ⅱ）的最大吸附容量分别为16.39 mg/g及12.72 mg/g。由二元体系吸附实验可知,膨润土沸石对Cu（Ⅱ）的吸附亲和力高于Zn（Ⅱ）。废水中的氨氮浓度超过500 mg/L对膨润土沸石的吸附能力产生显着的影响（P<0.05）。膨润土沸石对Cu（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）的吸附能力明显高于人工沸石及膨润土,可用于去除废水中的Cu（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）。5.养猪废水经过吸附-气提处理后,废水中的NH4+-N、TP及Zn（Ⅱ）去除率分别为43.48%、90.54%及96.78%,基本达到小球藻生长的要求。酸化处理可将大分子有物质降解为易吸收的小分子物质而促进了小球藻的生长。通过沸石吸附耦合气提及小球藻消化吸收对养猪废水的综合处理,废水中NH4+-N、TP、化学耗氧量（COD）及有机碳（TOC）的去除率分别达到80.50、96.90、72.91及84.17%。废水pH 6.0时,小球藻溶液中的OD680达到1.129,为对照组的1.48倍。6.在废水水肥一体化体系中,空心菜对NH4+-N、TP、Cu（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）的耐受浓度分别为300、150、0.5及2.0 mg/L。经过厌氧发酵、气提及沉降处理后的废水（未稀释）培养的空心菜生长状况及产量显着高于其它稀释度培养的空心菜。水培空心菜20 d后所获得的产量（叶茎）比对照组（标液）增加了38.93%,其叶绿素a、叶绿素b、胡萝卜素及多糖等营养物质均高于对照组,且空心菜叶茎中Pb（Ⅱ）、Hg（Ⅱ）、As（Ⅴ）及Cd（Ⅱ）的含量低于国家农产品安全标准。此外,水培空心菜20 d后,废水中NH4+-N、TP、Cu（Ⅱ）及Zn（Ⅱ）的去除率分别为87.91、92.38、64.29及49.53%,均达到国家排放标准。
葛英亮[6]（2018）在《净水工艺单元微生物群落结构及其生物风险研究》文中认为常规和臭氧-生物活性炭（O3-BAC）水处理工艺被广泛应用于饮用水的深度处理中,其工艺单元微生物群落构成复杂,当净水厂发生运行事故或微生物冲击负荷增大时出厂水的生物风险增加。当前缺少对该净水工艺单元中细菌、真菌和病毒类群结构的全面分析,对水处理过程中常见致病菌和条件致病菌比对分析方法、风险微生物的高通量快速检测方法及病毒类群结构的分析方法研究较少,对风险微生物爆发时应急消毒方法和主要生物代谢产物预测方法的相关研究不能满足出厂水生物安全保障的需求。对此,本课题主要研究了以下内容:研究采用生物多样性测序的方法对全年各工艺单元出水中微生物群落结构进行分析,共获得43个门、832个属细菌和6个门、227个属真菌的生物信息,并依此研究水处理过程中各单元出水细菌和真菌群落的时空变化、水质参数对细菌群落和真菌群落的影响。研究表明:净水工艺单元较季节性因素对水中细菌和真菌群落的影响明显,相邻工艺单元出水中细菌和真菌群落构成更相似;水质参数中温度、总磷、总氮、氨氮、CODMn等水质参数对各净水工艺单元出水中细菌群落和真菌群落的影响较大;净水工艺单元中,臭氧氧化单元和消毒单元对微生物的去除效果好;炭滤单元微生物群落结构复杂,丰度分布更均匀,炭滤单元是水处理过程微生物泄露风险的主要来源。研究建立了包含352种常见致病菌和条件致病菌的16S rDNA全长基因数据库及比对方法。研究发现,全年各工艺单元出水中可比对出33个种的常见致病菌和条件致病菌的16S rDNA序列,占测序获得全部16S rDNA序列数的21.08%,B.cenocepacia、C.botulinum、NMEC等致病菌和条件致病菌的16S rDNA一直存在于各工艺单元出水中,且维持较高丰度;选择性培养基验证培养说明了16S rDNA基因比对方法的有效性和局限性,研究可知在高温季节各工艺单元出水中可能存在少量的致病菌和条件致病菌,种类相对较多,低温季节也可能有少数致病菌和条件致病菌,如:N.meningitidis和C.thermocellum等存在,应予以重视;臭氧氧化单元和炭滤单元对致病菌和条件致病菌种类和丰度的影响较大:炭滤单元使得低丰度致病菌和条件致病菌的丰度升高,其出水中存在新的致病菌和条件致病菌16S rDNA基因片段,这些基因片段可能源于生物活性炭上积累的微生物群落。研究以SISPA-PCR和病毒宏基因组测序为基础,对原水和出厂水病毒的多样性进行分析。正常情况下,原水中病毒滴度极低,经106倍浓缩后,方获得了病毒的基因组用于测序和分析,病毒宏基因组测序分析表明原水中可比对出的病毒结构复杂,包括:ss DNA病毒、dsDNA病毒、线状DNA病毒、线状和环状RNA病毒等病毒结构,这些病毒的基因序列可定义到3个病毒目（Caudovirales、Herpesvirales、Ligamenvirales）,包含部分人类病毒（Spumavirus等）、动物病毒（Asfarviridae等）、植物病毒（Eragrovirus等）和噬菌体（T4 like virus等）等病毒的基因信息;在病毒基因组中丰度较高的病毒属为Microvirus占18.16%;研究增加浓缩出厂水的样本量,但未获得病毒基因组,说明常规和O3-BAC水处理工艺去除病毒的效果较好。研究采用生物多样性测序和基因组测序的方法研究炭滤单元对微生物群落的影响。研究表明:炭滤单元出水中可能存在的常见致病菌和条件致病菌主要来源于该单元进水,生物活性炭对常见致病菌和条件致病菌种类的影响不明显;但可使部分致病菌和条件致病菌的丰度发生明显升高或降低,给炭滤单元出水中可能存在的致病菌和条件致病菌分析带来不确定性。在炭滤池反冲洗结束初期,炭滤单元出水中可能存在的致病菌和条件致病菌丰度增加,消毒负担加重。生物活性炭的宏基因组测序说明:生物活性炭上不但包括细菌、古菌、真菌和病毒,还包括部分原生动物门和棘皮动物门的生物,既有降解有机物功能的基因,又有引起人类疾病和代谢对人体有害物质的基因。研究建立了19种常见致病菌（B.cenocepacia、Staphylococcus aureus等）的快速高通量检测方法,采用向后逐步回归分析法利用响应面模型建立常见致病菌（金黄色葡萄球菌）爆发时消毒模型;采用人工神经网络建立了2-甲基乙莰醇的预测模型。研究为净水厂出现事故时和原水中微生物爆发时致病菌的快速检测、消毒工艺调整和生物代谢产物预测提供基础。本文对常见净水工艺——常规和O3-BAC深度水处理工艺微生物安全的研究更加深入,相关研究成果对保障饮用水的生物安全有积极的意义。
任少杰[7]（2018）在《功能纳米材料膜修饰及其对新兴污染物抗性基因的强化去除》文中认为环境污染和资源短缺一直是制约社会可持续发展的关键问题。对于现有的污水处理工艺进一步创新并探索其对环境中新兴污染物的去除已成为近年来水资源管理领域的研究热点。膜分离技术在污水处理中有着广泛应用,现已逐步发展为完善的工艺体系,然而随之而来膜污染问题仍亟待解决。另外,膜技术对于新兴污染物如抗性基因的去除效果仍未可知。因此,本文基于功能性纳米材料膜修饰技术,分别对微滤及超滤膜进行一系列表面修饰,并将其应用于抗性细菌及抗性基因的去除。通过对光催化材料及抗菌材料的共修饰提升了膜的抗污染能力并提高了膜通量再生性能;通过构建光催化膜过滤系统对二级出水进行深度处理实现了对抗性细菌及抗性基因的有效截留并去除。主要研究内容和结果如下:1、选择PDA作为中间层,在PES微滤膜表面原位生成AgNPs;之后再PDA的活性基团作用下,将Ti02修饰于膜表面。利用SEM分析膜表面修饰前后形貌变化,证明修饰后Ag与TiO2成功修饰。Ag与TiO2纳米材料的引入使膜亲水性、水通量有了较大的提高,抑菌性能也明显体现,两者的协同作用使膜具有抗污染能力与自清洁能力。2、构建了光催化反应性膜系统并应用于对抗性细菌及抗性基因的去除。在PVDF超滤膜上修饰Ti02材料,研究膜截留及光催化降解过程对于抗性细菌及抗性基因的去除。修饰后膜对于细菌及抗性基因截留及去除能力都有一定提升,TiO2-PDA/PVDF膜能够实现99.9%的细菌去除。通过对实际水体中抗性基因及抗性细菌分析发现,位于基因组上的抗性基因更容易被截留并在光催化过程中其降解效率也相对较高。对水体中的整合子的去除结果证实构建的膜系统能够有效抑制水体中ARGs的水平转移。
陈晨[8]（2017）在《抑菌型正渗透膜合成及其藻—水分离性能研究》文中指出微藻已广泛应用于污水处理、生物柴油、营养药品等领域。目前,微藻规模化使用推广的瓶颈主要是藻-水分离过程的高能耗和高成本问题。正渗透作为新兴的膜分离技术,能耗低、污染小、无需施加外压为驱动力,在藻-水分离中具有很大的优势和应用潜能。本论文主要研究了渗透压驱动的正渗透膜分离藻-水的性能,并合成了抑菌型正渗透膜材料,以提高正渗透膜的抑菌性能。本论文首先对比研究了以水压为驱动力的超滤技术和以渗透压为驱动力的正渗透技术进行藻-水分离的性能。研究发现,正渗透的初始通量低于超滤技术,但是正渗透技术膜污染程度轻且对水质中污染物质的截留能力强,具有更好的应用潜力。正渗透膜存在的不可逆膜污染主要是细菌等吸附等微生物污染。在以上研究基础上,本文进一步采用三醋酸纤维素（CTA）制备正渗透膜,利用超支化胺为抑菌剂对其进行抑菌性改性以减少膜的微生物污染。对比考察了正渗透膜抑菌性改性前后的藻-水分离性能。通过考察CTA的含量、添加剂乳酸含量及挥发时间对膜性能的影响,确定了制备CTA正渗透基膜的最佳参数为:CTA含量为12wt%;聚酯筛网目数为250目;挥发时间为30s;相对环境湿度为70%;热处理温度为60oC;热处理时间为20min。在此条件下,测得膜的纯水通量约是15.0L/（m2·h）,截留率约为95%。通过SEM表明所制备膜是由致密的皮层、多孔指状结构组成,且具有典型的非对称结构。在正渗透基膜上,利用超支化胺与均苯三甲酰氯在膜表面发生界面聚合反应,在膜表面引入具有抑菌性能的氨基,从而对制备的正渗透基膜进行抑菌改性。结果表明,超支化胺改性正渗透膜最佳实验参数为:超支化胺含量为2.5%;均苯三甲酰氯含量为0.4%。以此条件改性12%CTA正渗透基膜,膜的水通量维持在14-15L/（m2·h）之间,对盐的截留率在97%左右。利用制备的抑菌型正渗透膜进行藻-水分离实验,实验结果表明:改性的正渗透膜水通量下降趋势缓慢且相对趋势平缓;对微藻溶液中的污染物质截留能力增强,对COD、氨氮和总磷的截留率分别为94.81%、93.79%和96.95%;膜表面几乎没有细菌吸附,膜生物污染得到显着减缓。
凡振伶[9]（2017）在《痕量灌溉管道埋深和水分压力水平对番茄生长、产量和品质的影响》文中研究指明痕量灌溉是一种根据土壤毛细管作用原理,结合滤膜技术对植物根系均匀、适量、不间断供水的技术。该技术在部分地区及蔬菜上已得到成功应用,且节水效果良好,但在宁夏地区的应用技术尚不明确。为了探索适宜于宁夏地区日光温室番茄栽培的痕量灌溉技术,本试验以“粉太郎1号”番茄品种为试材,采用常规滴灌为对照,研究痕量管道不同埋深和水分压力水平对番茄生长、发育、果实品质及产量的影响,以期为痕量灌溉在宁夏地区设施蔬菜的生产及推广提供技术基础。本研究结果如下:1.明确了痕量灌溉管道不同埋深对番茄生长及生理指标的影响无论何种水分压力水平下,痕量管道埋深15 cm有利于为番茄根系直接供应水分,提高番茄株高和茎粗,其中加压埋深15 cm在生育后期较常规滴灌株高、茎粗早春茬和夏秋茬分别提高了24.0%、8.1%和18.8%、6.7%。两个茬次番茄,无论何种水分压力水平下,痕量管道埋深5 cm有利于提高番茄叶片的叶绿素含量,为提高番茄生长势提供可能。加压条件下,叶片叶绿素含量低于自压条件,说明一定的水分压力会降低叶片的叶绿素含量;自压条件下痕量管道持续不间断的供水有利于提高番茄抗逆性。2.明确了痕量管道不同埋深对番茄品质、单果重和产量的影响与滴灌对照相比,自压埋深5 cm番茄品质最好,在早春茬番茄栽培中埋深5 cm处理的硬度、可溶性固形物、Vc含量和有机酸分别提高了4.5%、16.6%、46.0%和44.5%。在自压和加压条件下,番茄单果重、产量均随着痕量管道埋深的增加而增加。但自压条件下,番茄产量均低于滴灌对照,加压条件则高于滴灌对照,且加压埋深15 cm的产量最高,较滴灌对照,早春茬番茄单果重和产量分别提高10.6%、25%,夏秋茬番茄单果重和产量分别提高21.5%、14.6%。3.明确了痕量管道不同埋深对番茄水分利用效率的影响早春茬或夏秋茬番茄,在自压和加压条件下,随着痕量管道埋深增加,水分利用效率提高,但唯有埋深10 cm、埋深15 cm处理的水分利用效率高于滴灌对照。综合番茄植株长势、根系指标、品质产量和水分利用效率等因素,认为加压条件下痕量管道埋深15cm为最优处理。
于洋[10]（2014）在《痕量灌溉技术在新疆过渡带典型土壤中水分运移应用试验研究》文中认为新疆属典型干旱区，水资源严重缺乏，这决定了在新疆任何生产与生活活动都与水资源息息相关。如何在保持经济发展的前提下提高水资源利用效率，同时兼顾生态用水成为当下研究热点。本文以新兴节水灌溉技术痕量灌溉技术为研究对象，以阜康绿洲与古尔班通古特沙漠间过渡带为实验区，通过试验，研究痕量灌溉技术在新疆不同土质与不同工程参数下的水分运移分布规律。同时结合保水剂的使用，研究痕量灌溉技术在与保水剂联合使用条件下的水分运移与分布规律，最后以种植试验的方式验证痕量技术在不同工程与土壤参数下的供水效果。通过对试验区进行土壤与植被调查，确定水分运移分布实验所用土壤与种植试验所用植被参数。利用自制供水系统在土槽中观测湿润体变化及水分分布情况。在得出不同土壤、工程参数与不同保水剂施用方法下的水分运移及分布后，利用植被种植试验通过设计密度、株高、地上与地下生物量等植被生长指标，将之前得出的水分运移规律同植被长势相联系。主要研究工作及结果如下：（1）研究区背景调查试验地位于新疆大学阜康荒漠治理示范基地，属典型荒漠景观，地势开阔平坦。样地土质随深度变化有差异性，表层0-10cm为典型沙土，20-30cm有一层质地坚硬的板结层，30cm以下为典型沙壤土。由土质分层可判断样地有沙化趋势。在植被方面，样地位于阜康绿洲与古尔班通古特沙漠南缘的过渡带，植被以藜科为主，总体植被覆盖度不高，在20%左右。植被种类较少，主要有碱蓬、合头草、芦苇草、驼绒藜、骆驼蓬，披碱草等。（2）不同土壤与工程参数条件下水分运移分布规律研究1)自行设计了室内痕量供水系统，借助自制恒压供水系统，研究土壤土质与灌水头埋深对水分运移过程及水分分布的影响，试验表明土壤土质主要影响湿润体的大小及形状，土质由粘土向沙土过渡，湿润体表现出水平长度减少而垂直向下长度增加的趋势。而埋深因素也表现出了对下端长度的显着影响，湿润体下端长度随埋深增加而快速增长。2)含水率方面，经分析在各种处理下，均形成了围绕灌水中心一定范围内的水分饱和区域，在此区域内含水率变化较小，而在其范围之外含水率呈单边下降的趋势，所以水分分布可以分为两个相对独立的过程，即饱和区域的水分饱和过程，与饱和区域形成后的区域外水分扩散过程。对于含水率分布，在饱和区域外的含水率高低分布应是拟测点与灌水中心距离的函数。（3）不同保水剂施用条件下水分运移分布规律研究在有机玻璃钢中观测痕量灌溉水分运移过程，结果表明在不同施用方法与深度条件下，保水剂对节水灌溉效果的影响有所不同。1)在层施条件下，不同埋深，保水剂对施用层的水平方向，均起到一定延展作用。但在垂直方向，保水剂埋深不同对水分分布的影响不同，表现为5cm处的抑制与8cm处的促进；在混施条件下，不同埋深，保水剂均使施用区域不同方向的湿润体强烈延展，埋深在25cm以内，均能将湿润体向下延展至近地表处。在水平距离，不同埋深的延展幅度均达到50%以上。对于水分分布，施用保水剂后，施用区域含水率均有增加。在距中心上侧1/3距离范围内，形成了与不施用保水剂时相似的水分饱和区，但相应饱和区的范围较不施用保水剂有较大增加。测点在湿润体中的相对位置决定了改测点的含水率。2)综合分析两种施用方法：层施条件下，保水剂的使用可根据埋深不同对湿润体形状其调控作用；使用混施保水剂于地下灌溉灌水头以上土壤，即可在垂直或水平方向根据需要延伸湿润体，从而可在正常供给作物蓄水的条件下加大埋深，达到耕作时免拆卸的目的。同时又实现了通过表层保水剂抑制土壤蒸发，降低蒸发耗水的目的。（4）种植试验从总体上看，植被指标除密度随时间变化不明显外，其余指标均随时间植被生长增加而增加且增速50天至80天＞20天至50天。随时间增长，保水剂施用方法和其与埋深交互作用对植被各项指标的影响显着性明显增加，而埋深对植被生长指标一直有显着影响。对于各项指标，A3B4为最佳处理，即埋深为25cm保水剂施用方法为混施时，植被长势最好。经对比分析地下生物量，可得出在控制适当埋深条件下，混施保水剂可促进植被根系生长。
二、膜过滤技术在土壤真菌生物量测定中的应用（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、膜过滤技术在土壤真菌生物量测定中的应用（论文提纲范文）
（1）基于宏基因组纳帕海高原湿地细菌与病毒种群结构研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 病毒概述 |
| 1.1.1 病毒 |
| 1.1.2 噬菌体 |
| 1.1.3 病毒的生态作用 |
| 1.2 微生物与宏基因组学 |
| 1.2.1 病毒宏基因组学 |
| 1.2.2 高通量测序技术 |
| 1.3 病毒宏基因组学研究现状 |
| 1.4 病毒宏基因组学的机遇和挑战 |
| 1.5 纳帕海高原湿地生态系统 |
| 1.5.1 湿地分类和现状 |
| 1.5.2 湿地生态系统的生物多样性 |
| 1.5.3 纳帕海高原湿地背景 |
| 1.6 本研究技术路线 |
| 1.7 本研究内容以及意义 |
| 第二章 纳帕海高原湿地微生物宏基因组分析 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样本采集 |
| 2.2.2 样品元素含量确定 |
| 2.2.3 核酸提取和高通量测序 |
| 2.2.4 生物信息学分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 样品理化性质分析 |
| 2.3.2 宏基因组文库分析 |
| 2.3.3 纳帕海湿地宏基因组的分类组成 |
| 2.3.4 纳帕海湿地宏基因组功能分析 |
| 2.3.5 纳帕海高原湿地微生物群落碳固定途径 |
| 2.3.6 纳帕海高原湿地微生物与氮循环 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 纳帕海湿地病毒群落宏基因组学分析 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 纳帕海湿地病毒序列鉴定和丰度统计 |
| 3.3.2 纳帕海湿地病毒基因组功能分析 |
| 3.3.3 纳帕海湿地病毒群落和原核宿主的关联分析 |
| 3.3.4 纳帕海湿地采样点间病毒分布运动图 |
| 3.3.5 纳帕海湿地病毒群落结构和环境因子相关性 |
| 3.3.6 纳帕海湿地藻类DNA病毒的系统发生分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 纳帕海高原湿地病毒群落AMGs分析 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 实验材料和试剂 |
| 4.2.2 样品采集和处理 |
| 4.2.3 基因组提取和测序 |
| 4.2.4 病毒辅助代谢基因的筛选 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 纳帕海高原湿地病毒AMGs分析 |
| 4.3.2 纳帕海高原湿地病毒AMGs参与代谢通路 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 实验常用试剂及仪器 |
| 附录B 攻读硕士期间发表论文目录 |
（2）抗链格孢菌活性物质筛选及发酵体系的建立（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 大自然中的真菌 |
| 1.2 链格孢菌简介 |
| 1.2.1 链格孢菌的致病性与侵染对象 |
| 1.2.2 链格孢菌的致病机理 |
| 1.2.3 链格孢菌的可利用产物 |
| 1.2.4 链格孢菌的发酵 |
| 1.3 壳聚糖简介 |
| 1.3.1 壳聚糖的功效 |
| 1.3.2 壳聚糖的抑菌机理 |
| 1.4 半最大效应浓度与毒力回归方程 |
| 1.5 丝状真菌的发酵方法与生物量的测定 |
| 1.6 高效液相色谱-质谱联用技术 |
| 1.7 代谢网络的应用 |
| 1.8 KEGG数据库的使用 |
| 1.9 NCBI与BLAST的使用 |
| 1.10 鞘氨醇的相关研究 |
| 1.11 Clustal Omega相关 |
| 1.12 SWISS-MODEL相关 |
| 1.13 立项意义 |
| 第二章 壳聚糖对链格孢菌(Alternaria alternata)抑菌效应的相关研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 供试菌 |
| 2.2.2 培养基的配置 |
| 2.2.3 壳聚糖母液的配置 |
| 2.2.4 实验仪器与试剂 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 壳聚糖对链格孢菌的抑菌活性测定 |
| 2.3.2 壳聚糖的毒力测定 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 壳聚糖对链格孢菌的抑菌活性测定 |
| 2.4.2 壳聚糖的毒力测定 |
| 2.4.3 壳聚糖农药的成本分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 链格孢菌(Alternaria alternata)发酵条件的建立 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 供试菌 |
| 3.2.2 培养基的配置 |
| 3.2.3 流动相溶液的配置 |
| 3.2.4 实验仪器与试剂 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 链格孢菌发酵条件的初步确定 |
| 3.3.2 链格孢菌发酵培养基配方的确定 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 链格孢菌发酵培养转速的确定 |
| 3.4.2 链格孢菌发酵培养基配方基础的确定 |
| 3.4.3 链格孢菌发酵培养基最佳碳源的确定 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 链格孢茵(Alternaria alternata)代谢网络的生物信息学分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 推测代谢途径中的关键酶 |
| 4.3.2 同源性分析 |
| 4.4 结果和分析 |
| 4.4.1 绘制链格孢菌关键物质的代谢途径图 |
| 4.4.2 推测代谢途径中的关键酶 |
| 4.4.3 关键酶基因的同源性对比 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 研究成果和发表的学术论文 |
| 作者和导师简介 |
| 硕士研究生学位论文答辩委员会决议书 |
（3）海藻酸钠/稀土高分子凝胶球的制备及其对染料吸附性能的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 海藻酸钠综述 |
| 1.2.1 海藻酸钠的来源、结构及其性质 |
| 1.2.2 海藻酸钠的应用 |
| 1.2.3 SA凝胶材料处理废水的研究进展 |
| 1.3 稀土材料概述 |
| 1.3.1 稀土元素的介绍 |
| 1.3.2 稀土材料的应用 |
| 1.4 染料废水概述 |
| 1.4.1 染料废水的来源 |
| 1.4.2 染料废水的特点 |
| 1.4.3 染料废水的危害 |
| 1.4.4 染料废水的处理技术 |
| 1.5 吸附剂概述 |
| 1.6 研究目的、内容及意义 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 1.6.4 研究意义及创新点 |
| 第二章 实验材料、仪器及实验方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验主要仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 模拟染料废水溶液的配制 |
| 2.3.2 四种染料的吸收光谱 |
| 2.3.3 标准曲线的绘制 |
| 2.3.4 SA/稀土凝胶球的制备 |
| 2.3.5 吸附实验 |
| 2.3.6 吸附剂等电点的测定方法 |
| 2.3.7 凝胶微球吸附再生实验 |
| 2.3.8 凝胶球吸附材料的表征 |
| 2.4 吸附动力学、等温吸附及热力学模型 |
| 2.4.1 吸附动力学模型 |
| 2.4.2 等温吸附方程 |
| 2.4.3 表观活化能的计算 |
| 2.4.4 吸附热力学研究 |
| 第三章 SA/La(Ⅲ)高分子凝胶球吸附剂的制备及表征 |
| 3.1 SA/La(Ⅲ)高分子凝胶球的制备条件 |
| 3.1.1 SA浓度的选择 |
| 3.1.2 La(NO_3)_3质量浓度对吸附的影响 |
| 3.1.3 交联时间对吸附的影响 |
| 3.1.4 制备温度对吸附剂性能的影响 |
| 3.2 样品表征 |
| 3.2.1 材料的形貌分析 |
| 3.2.2 X射线衍射分析(XRD)分析 |
| 3.2.3 红外光谱(FT-IR)分析 |
| 3.2.4 紫外可见光谱分析(UV-Vis DRS) |
| 3.2.5 热重分析(TGA) |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 SA/La(Ⅲ)高分子凝胶球对两种染料的吸附及再生探究 |
| 4.1 SA/La(Ⅲ)高分子凝胶球对染料吸附条件的优化 |
| 4.1.1 吸附剂投加量对吸附的影响 |
| 4.1.2 pH对吸附的影响 |
| 4.1.3 接触时间、染料初始浓度和温度对吸附的影响 |
| 4.2 吸附动力学研究 |
| 4.2.1 吸附动力学方程的拟合 |
| 4.3 吸附活化能计算 |
| 4.4 等温吸附研究 |
| 4.5 热力学研究 |
| 4.6 解吸与再生 |
| 4.6.1 再生剂的选择 |
| 4.6.2 SA/La(Ⅲ)再生次数 |
| 4.7 吸附机理 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 SA/Y(Ⅲ)高分子凝胶球吸附剂的制备及表征 |
| 5.1 SA/Y(Ⅲ)高分子凝胶球的制备条件 |
| 5.1.1 SA浓度的选择 |
| 5.1.2 硝酸钇质量浓度对吸附的影响 |
| 5.1.3 交联时间对吸附的影响 |
| 5.1.4 制备温度对吸附剂性能的影响 |
| 5.2 样品表征 |
| 5.2.1 材料的形貌分析 |
| 5.2.2 X射线衍射分析(XRD)分析 |
| 5.2.3 红外光谱(FT-IP)分析 |
| 5.2.4 紫外可见光谱分析(UV-VisDRS) |
| 5.2.5 热重分析(TGA) |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 SA/Y(Ⅲ)高分子凝胶球对两种染料的吸附 |
| 6.1 SA/Y(Ⅲ)高分子凝胶球的吸附条件的优化 |
| 6.1.1 吸附剂投加量对吸附的影响 |
| 6.1.2 pH对吸附的影响 |
| 6.1.3 接触时间、染料初始浓度和温度对吸附的影响 |
| 6.2 吸附动力学、热力学研究 |
| 6.2.1 吸附动力学研究 |
| 6.2.2 吸附活化能的计算 |
| 6.2.3 等温吸附研究 |
| 6.2.4 吸附热力学研究 |
| 6.3 吸附机理 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及参与项目情况 |
（4）载体混凝耦合可见光催化氧化去除饮用水中有害蓝藻及其代谢物（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水华蓝藻及蓝藻毒素概述 |
| 1.1.1 蓝藻水华成因 |
| 1.1.2 水华蓝藻及蓝藻毒素的种类、特性及危害 |
| 1.1.3 饮用水厂中蓝藻及蓝藻毒素的去除方法 |
| 1.2 载体混凝技术研究进展 |
| 1.2.1 载体混凝技术概述 |
| 1.2.2 载体混凝技术在水处理中的应用 |
| 1.2.3 载体混凝技术的优势与使用限制 |
| 1.3 可见光催化氧化技术研究进展 |
| 1.3.1 可见光催化氧化技术概述 |
| 1.3.2 可见光催化剂的种类及特性 |
| 1.3.3 可见光催化氧化技术在有害蓝藻及其代谢物降解中的应用 |
| 1.4 论文研究内容、意义及创新性 |
| 1.4.1 论文研究内容 |
| 1.4.2 论文研究意义 |
| 1.4.3 论文研究创新性 |
| 第2章 石英砂载体混凝技术对有害蓝藻的去除效果及机理研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 混凝实验 |
| 2.2.3 实验分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 载体混凝工艺中混凝剂与石英砂对蓝藻去除的影响 |
| 2.3.2 载体混凝工艺中混凝剂与石英砂对蓝藻絮体性质的影响 |
| 2.3.3 底泥堆置过程中混凝剂与石英砂对蓝藻细胞行为特征的影响 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 N-TiO_2可见光催化剂降解有害蓝藻及其代谢物的效果及机理 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 N-TiO_2的制备 |
| 3.2.3 光催化降解实验 |
| 3.2.4 实验分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 N-TiO_2可见光催化剂降解有害蓝藻及其代谢产物的效果 |
| 3.3.2 N-TiO_2对蓝藻细胞及其代谢产物的降解机理 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 载体混凝耦合可见光催化氧化技术降解并回用饮用水厂含藻底泥 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 载体混凝实验 |
| 4.2.3 含藻底泥光催化降解实验 |
| 4.2.4 无害化底泥回用实验 |
| 4.2.5 实验分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 以N-TiO_2颗粒为载体的混凝技术对蓝藻细胞的去除效果 |
| 4.3.2 N-TiO_2可见光催化剂对含藻底泥的降解效果 |
| 4.3.3 无害化底泥的回用 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间的科研情况 |
| 附件 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（5）养猪废水中氮磷回收铜锌去除技术及水培空心菜食品安全性的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国养猪业发展状况 |
| 1.2 养猪废水的污染状况及危害 |
| 1.2.1 养猪废水的来源及主要特点 |
| 1.2.2 养猪废水对生态环境的危害 |
| 1.3 养殖废水中氮磷铜锌处理技术研究进展 |
| 1.3.1 氨氮处理技术 |
| 1.3.2 磷去除技术 |
| 1.3.3 铜锌等重金属去除技术 |
| 1.4 氮磷重金属处理存在的主要问题 |
| 1.5 研究目的、内容及技术路线图 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 第2章 厌氧发酵对废水中氮磷铜锌含量的影响机制 |
| 2.1 绪论 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验设计 |
| 2.2.3 pH值测定 |
| 2.2.4 固体物含量测定 |
| 2.2.5 NH_4~+-N含量测定 |
| 2.2.6 TP含量测定 |
| 2.2.7 Cu(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)浓度测定 |
| 2.2.8 数据处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 温度对甲烷产率及产量的影响 |
| 2.3.2 VS比对甲烷产率及产量的影响 |
| 2.3.3 pH及 VS值的变化 |
| 2.3.4 氮素形态含量的变化 |
| 2.3.5 磷素形态含量的变化 |
| 2.3.6 Cu(Ⅱ)及Zn(Ⅱ)浓度的变化 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 喷洒法回收去除养猪废水中氨氮的机理研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验装置及设计 |
| 3.2.3 废水pH值及NH_4~+-N测定 |
| 3.2.4 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 pH值对NH_4~+-N去除的影响 |
| 3.3.2 喷洒频率的影响 |
| 3.3.3 循环水温度的影响 |
| 3.3.4 喷洒速率的影响 |
| 3.3.5 废水中NH_4~+-N回收率 |
| 3.3.6 系统经济分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 气提-MAP沉淀法回收去除废水中的氮磷铜锌 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 废水处理系统 |
| 4.2.3 废水水质分析 |
| 4.2.4 碳素形态含量测定 |
| 4.2.5 沉淀物成分鉴定 |
| 4.2.6 数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 废水pH值变化 |
| 4.3.2 NH_4~+-N及 TN含量变化 |
| 4.3.3 COD及 TOC含量变化 |
| 4.3.4 TP含量变化 |
| 4.3.5 Cu(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)浓度变化 |
| 4.3.6 沉淀物成分分析 |
| 4.3.7 氮磷回收率 |
| 4.3.8 系统经济分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 膨润土沸石吸附剂研发及其对废水中铜锌的去除 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料及方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 膨润土沸石的制备 |
| 5.2.3 吸附剂形态结构的表征 |
| 5.2.4 吸附实验设计 |
| 5.2.5 吸附动力学模型 |
| 5.2.6 吸附等温线模型 |
| 5.2.7 pH值、Cu(Ⅱ)及Zn(Ⅱ)含量测定 |
| 5.2.8 数据处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 膨润土沸石的表征 |
| 5.3.2 吸附时间及吸附动力学模型 |
| 5.3.3 Cu(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)浓度影响及吸附等温模型 |
| 5.3.4 pH值、吸附剂量及NH_4~+-N的影响 |
| 5.3.5 膨润土沸石对Cu(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的竞争性吸附 |
| 5.3.6 吸附剂在废水中的应用 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 “吸附-气提-酸化废水”体系对小球藻生长及氮磷去除的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.2.1 废水原料 |
| 6.2.2 废水处理系统的设计 |
| 6.2.3 小球藻的培养 |
| 6.2.4 小球藻OD680值及荧光参数测定 |
| 6.2.5 废水水质分析 |
| 6.2.6 数据处理 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 吸附-气提处理对废水的影响 |
| 6.3.2 小球藻OD_(680)及废水pH值变化 |
| 6.3.3 小球藻荧光参数值的变化 |
| 6.3.4 NH_4~+-N浓度的变化 |
| 6.3.5 TP含量的变化 |
| 6.3.6 碳素形态含量的变化 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 “水肥一体化培养”对氮磷回收及空心菜食品安全性的研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验材料与方法 |
| 7.2.1 实验材料 |
| 7.2.2 废水水培系统 |
| 7.2.3 实验设计 |
| 7.2.4 空心菜株高及湿重测定 |
| 7.2.5 Cu(Ⅱ)及Zn(Ⅱ)含量测定 |
| 7.2.6 废水水质分析 |
| 7.2.7 多糖含量测定 |
| 7.2.8 叶绿素含量测定 |
| 7.2.9 数据处理 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 Cu(Ⅱ)及Zn(Ⅱ)对空心菜生长的影响 |
| 7.3.2 空心菜中Cu(Ⅱ)及Zn(Ⅱ)残留量 |
| 7.3.3 磷浓度对水培空心菜的影响 |
| 7.3.4 NH_4~+-N对空心菜生长的影响 |
| 7.3.5 稀释度对空心菜生长的影响 |
| 7.3.6 空心菜品质与安全 |
| 7.3.7 水培对废水水质的影响 |
| 7.4 本章小结 |
| 第8章 研究结论与展望 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 论文创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A 主要实验仪器 |
| 附录 B 主要实验试剂 |
| 攻读博士学位期间的研究成果 |
（6）净水工艺单元微生物群落结构及其生物风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 饮用水生物安全现状 |
| 1.3 饮用水生物风险分析 |
| 1.3.1 饮用水生物风险概述 |
| 1.3.2 介水性微生物对饮用水生物风险的影响 |
| 1.3.3 微生物代谢产物影响饮用水的品质 |
| 1.3.4 各净水工艺单元对微生物的去除作用 |
| 1.4 饮用水微生物检测常用技术及其局限 |
| 1.4.1 常见微生物的检测技术 |
| 1.4.2 常用微生物检测技术的局限 |
| 1.5 课题来源及主要研究内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 课题研究的目的及意义 |
| 1.5.3 课题研究的主要内容 |
| 1.5.4 课题研究技术路线 |
| 第2章 试验材料、设备及方法 |
| 2.1 试验材料及设备 |
| 2.1.1 主要培养基 |
| 2.1.2 Klenow片段 |
| 2.1.3 主要菌种 |
| 2.1.4 部分生物试剂 |
| 2.1.5 主要试剂盒 |
| 2.1.6 设计、合成引物 |
| 2.1.7 试验用部分化学试剂 |
| 2.1.8 试验用活性炭 |
| 2.1.9 实验仪器及耗材 |
| 2.2 净水厂及中试设备 |
| 2.2.1 净水厂概况 |
| 2.2.2 试验用中试装置及运行 |
| 2.3 实验样本及采样方法 |
| 2.4 水质参数的检测及活性炭性质 |
| 2.4.1 水质参数的检测 |
| 2.4.2 活性炭性质 |
| 2.5 部分生物指标的检测 |
| 2.5.1 简易磷脂法检测生物量 |
| 2.5.2 脱氢酶法测定活性炭生物活性 |
| 2.5.3 荧光显微观察估算生物量 |
| 2.5.4 扫描电镜观察生物活性炭附着微生物状态 |
| 2.6 水体微生物富集及群落分析方法 |
| 2.6.1 水体样品中细菌、真菌等微生物取样及富集 |
| 2.6.2 样本中细菌、真菌基因组提取及PCR扩增 |
| 2.6.3 梯度-串联-循环-切向流超滤浓缩水中病毒 |
| 2.6.4 病毒基因组提取及病毒SISPA-PCR扩增 |
| 2.6.5 水中藻类及原生动物观察及分析 |
| 2.6.6 常见致病菌和条件致病菌16S rDNA基因数据库的建立 |
| 2.6.7 微生物多样性测序及生物信息分析 |
| 2.7 主要生物代谢产物的检测方法 |
| 2.7.1 微囊藻藻毒素的检测 |
| 2.7.2 2-甲基乙莰醇的检测 |
| 第3章 净水工艺单元微生物群落分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 净水厂稳定运行时期的确定 |
| 3.2.1 净水厂运行过程中生物活性炭滤池生物量变化 |
| 3.2.2 生物活性炭成熟过程中微生物群落状态 |
| 3.2.3 生物活性炭成熟时期的确定 |
| 3.3 各工艺单元出水中细菌群落分析 |
| 3.3.1 基因组提取、PCR扩增及多样性测序 |
| 3.3.2 细菌群落的物种注释与评估 |
| 3.3.3 细菌群落在水处理过程中的时空变化 |
| 3.3.4 各工艺单元细菌群落的差异分析 |
| 3.3.5 水质对各工艺单元细菌群落的影响 |
| 3.4 各工艺单元出水中真菌群落分析 |
| 3.4.1 各单元出水中真菌群落多样性测序分析 |
| 3.4.2 水处理过程中真菌群落的时空变化 |
| 3.4.3 水质对各工艺单元真菌群落的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 净水厂各工艺单元微生物风险分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 致病菌和条件致病菌16S r DNA的比对与分析 |
| 4.3 水处理过程中致病菌和条件致病菌变化 |
| 4.3.1 水处理过程中致病菌和条件致病菌分析 |
| 4.3.2 致病菌和条件致病菌的时空变化 |
| 4.3.3 各工艺单元对致病菌和条件致病菌的影响 |
| 4.3.4 水质对致病菌和条件致病菌的影响 |
| 4.4 常见致病菌的培养验证 |
| 4.5 致病菌和条件致病菌16S r DNA功能预测 |
| 4.6 病毒宏基因组的测序与评估 |
| 4.6.1 病毒宏基因组测序分析 |
| 4.6.2 病毒基因组功能分析 |
| 4.6.3 病毒基因代谢通路分析 |
| 4.6.4 原水中病毒类群分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 主要风险单元对净水工艺生物安全的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 炭滤单元对水中细菌群落影响 |
| 5.3 炭滤单元对水中风险微生物的影响 |
| 5.4 生物活性炭附着微生物群落的宏基因组测序 |
| 5.4.1 宏基因组测序分析 |
| 5.4.2 微生物群落基因组功能分析 |
| 5.5 炭滤池反冲洗对炭滤单元出水中微生物群落的影响 |
| 5.5.1 炭滤池反冲洗对生物活性炭附着微生物群落的影响 |
| 5.5.2 反冲洗结束初期炭滤单元出水浑浊度的变化 |
| 5.5.3 反冲洗对风险微生物群落的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 风险微生物分析、检测及代谢产物预测研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 中试生产饮用水中微生物的风险分析 |
| 6.2.1 基因组提取、PCR扩增及Illumina Miseq测序 |
| 6.2.2 水质对中试生产饮用水中可能存在的细菌群落影响 |
| 6.2.3 中试生产饮用水中风险细菌的16S rDNA分析 |
| 6.3 常见致病微生物快速检测方法研究 |
| 6.3.1 常见致病菌和产毒素菌特异基因分析 |
| 6.3.2 常见致病菌快速检测方法建立 |
| 6.3.3 致病菌和条件致病菌实时定量PCR验证 |
| 6.4 常见致病菌爆发时消毒控制模型的构建 |
| 6.5 生物代谢产物的预测研究 |
| 6.5.1 微囊藻毒素在水处理过程中的变化 |
| 6.5.2 全年原水中2-甲基乙莰醇的检测与分析 |
| 6.5.3 水质对水中2-甲基乙莰醇浓度的影响 |
| 6.5.4 人工神经网络预测微生物代谢产物模型的建立 |
| 6.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（7）功能纳米材料膜修饰及其对新兴污染物抗性基因的强化去除（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 膜的类型及应用 |
| 1.2.1 膜技术的分类及主要作用机制 |
| 1.2.2 膜技术的主要传质理论 |
| 1.3 膜技术的主要面临问题 |
| 1.3.1 影响膜污染的因素 |
| 1.3.2 膜污染的主要解决途径 |
| 1.4 新兴的污染物-抗性细菌及抗性基因 |
| 1.4.1 抗性细菌及抗性基因的起源及危害 |
| 1.4.2 抗性基因的传播 |
| 1.4.3 抗性基因的去除及面临的主要问题 |
| 1.5 研究的目的、意义和内容 |
| 1.5.1 本研究的目的和意义 |
| 1.5.2 研究主要内容 |
| 第2章 光能自清洁膜系统的构建 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要实验材料、化学试剂与仪器 |
| 2.2.2 AgNPs及TiO_2共修饰抗污染膜制备 |
| 2.2.3 AgNPs及TiO_2修饰PES膜表征 |
| 2.2.4 AgNPs及TiO_2修饰PES膜性能测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 膜表面形貌及化学结构分析 |
| 2.3.2 膜粘附性及抑菌性分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 光催化膜过滤系统对抗性细菌与抗性基因去除 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 光催化反应性膜制备 |
| 3.2.3 TiO_2修饰PVDF膜表征 |
| 3.2.4 膜过滤及光降解实验 |
| 3.2.5 膜抗污染性能测定 |
| 3.2.6 膜表面细菌活死情况测定 |
| 3.2.7 细菌质粒及基因组提取 |
| 3.2.8 定量PCR测定 |
| 3.3 结果与结论 |
| 3.3.1 膜表面形貌及粗糙度测定 |
| 3.3.2 二沉池二级出水中总细菌及抗性细菌的去除 |
| 3.3.3 抗性细菌及整合子过滤及光催化去除 |
| 3.3.4 修饰后膜的抗污染性能 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 结论与建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文成果 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（8）抑菌型正渗透膜合成及其藻—水分离性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景及意义 |
| 1.1.1 我国水资源现状 |
| 1.1.2 我国能源现状 |
| 1.1.3 生物柴油的研究进展 |
| 1.2 微藻养殖及应用现状 |
| 1.2.1 微藻简介 |
| 1.2.2 微藻的分类 |
| 1.2.3 微藻的应用 |
| 1.3 藻-水分离技术 |
| 1.3.1 藻-水分离的意义 |
| 1.3.2 藻-水分离的常用技术 |
| 1.3.3 藻-水分离联用膜技术的研究 |
| 1.4 正渗透技术研究现状 |
| 1.4.1 正渗透原理 |
| 1.4.2 正渗透膜材料的研究 |
| 1.4.3 正渗透技术的应用 |
| 1.4.4 正渗透应用于藻水分离的研究 |
| 1.5 膜的抑菌改性技术研究 |
| 1.6 本研究的意义及内容 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与材料 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 试验用藻种 |
| 2.2 正渗透膜及其改性膜的制备 |
| 2.2.1 正渗透基膜的制备 |
| 2.2.2 相转化法制备正渗透膜的机理 |
| 2.2.3 抑菌性正渗透膜的制备 |
| 2.2.4 抑菌性正渗透膜的改性机理 |
| 2.3 膜材料的表征 |
| 2.3.1 膜厚度的表征 |
| 2.3.2 膜材料亲水性表征 |
| 2.3.3 膜孔隙率的测定 |
| 2.3.4 膜材料的微观形貌SEM表征 |
| 2.3.5 膜材料的原子力显微镜表征 |
| 2.3.6 膜样品的水通量表征 |
| 2.3.7 正渗透膜截留率表征 |
| 2.3.8 超支化胺及其改性膜的红外表征 |
| 2.3.9 正渗透膜的抑菌性性能分析 |
| 2.4 水质监测 |
| 2.5 藻液截留量的测定 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 正渗透膜和超滤膜分离藻-水的实验研究 |
| 3.1 正渗透膜和超滤膜对藻-水分离过程的性能研究 |
| 3.1.1 水通量的性能研究 |
| 3.1.2 藻-水分离过程的污染物质的截留研究 |
| 3.2 正渗透膜和超滤膜的污染情况研究 |
| 3.2.1 膜污染情况分析 |
| 3.2.2 膜清洗及通量恢复 |
| 3.3 微藻截留情况分析 |
| 3.3.1 对微藻截留情况分析 |
| 3.3.2 微藻细胞活性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 抑菌型正渗透膜的制备及用于藻-水分离的研究 |
| 4.1 CTA正渗透基膜的制备 |
| 4.1.1 三醋酸纤维素(CTA)含量对膜性能的影响 |
| 4.1.2 乳酸含量对膜性能的影响 |
| 4.1.3 挥发时间对膜性能的影响 |
| 4.1.4 CTA正渗透膜的最佳制备条件及结构表征 |
| 4.2 抑菌型正渗透膜的制备 |
| 4.2.1 超支化胺的含量对膜性能的影响 |
| 4.2.2 均苯三甲酰氯的含量对膜性能的影响 |
| 4.2.3 最佳制备条件 |
| 4.2.4 制备的抑菌型正渗透膜的表征 |
| 4.2.5 抑菌改性正渗透膜的抗污染分析 |
| 4.3 抑菌型正渗透膜用于藻-水分离的性能研究 |
| 4.3.1 正渗透膜在藻-水分离中的水通量变化 |
| 4.3.2 正渗透膜藻-水分离过程对污染物质的截留 |
| 4.3.3 抑菌型正渗透膜藻-水分离的膜污染研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文和取得的科研成果 |
| 致谢 |
（9）痕量灌溉管道埋深和水分压力水平对番茄生长、产量和品质的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究概况 |
| 1.2.1 节水农业与现代节水农业的概念 |
| 1.2.2 节水农业的必要性 |
| 1.2.3 国内外节水灌溉技术比较与认识 |
| 1.2.4 国内外节水灌溉的发展趋势 |
| 1.3 痕量灌溉技术的原理和可行性分析 |
| 1.3.1 痕量灌溉技术的原理 |
| 1.3.2 痕量灌溉技术的可行性分析 |
| 1.4 本研究的目的和意义 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验地点概况 |
| 2.2 试验期间日光温室温湿度概况 |
| 2.3 土壤准备和管道铺设土壤准备和管道铺设土壤准备和管道铺设 |
| 2.4 供试品种与栽培方式 |
| 2.5 试验设计与田间管理 |
| 2.6 试验测定项目及方法 |
| 2.6.1 番茄生长指标的测定 |
| 2.6.2 番茄生理指标的测定 |
| 2.6.3 番茄生物量的测定 |
| 2.6.4 番茄植株根系参数的测定 |
| 2.6.5 番茄果实品质的测定指标与方法 |
| 2.6.6 番茄单果重、产量和水分利用效率的测定 |
| 2.7 数据处理 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 不同处理对番茄株高、茎粗等生长指标的影响 |
| 3.1.1 不同处理对番茄株高的影响 |
| 3.1.2 不同处理对番茄植株茎粗的影响 |
| 3.1.3 痕量灌溉管道不同埋深对番茄生物量的影响 |
| 3.2 痕量管道不同埋深对番茄生理指标的影响 |
| 3.2.1 痕量灌溉管道对番茄叶绿素特征值的影响 |
| 3.2.2 痕量灌溉管道不同埋深对番茄叶片相对电导率的影响 |
| 3.3 痕量灌溉管道不同埋深对番茄植株根系参数的影响 |
| 3.4 痕量灌溉管道不同埋深对番茄的果实品质的影响 |
| 3.5 痕量灌溉管不同埋深对番茄单果重、产量的影响 |
| 3.6 痕量灌溉管不同埋深对番茄水分利用效率的影响 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 节水灌溉的必要性及发展 |
| 4.2 痕量灌溉技术对生长发育、水分利用效率的影响 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 痕量管道不同埋深提高了番茄生长势 |
| 5.2 自压和加压条件下痕量管道不同埋深对番茄生理指标的影响 |
| 5.3 自压和加压条件下痕量管道不同埋深对番茄品质、单果重和产量的影响 |
| 5.4 自压和加压条件下痕量管道不同埋深对番茄水分利用效率的影响 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（10）痕量灌溉技术在新疆过渡带典型土壤中水分运移应用试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 国内外节水灌溉技术 |
| 1.1.1 国外节水灌溉技术 |
| 1.1.2 国内节水灌溉技术 |
| 1.2. 新型灌溉节水技术 |
| 1.2.1 自动灌溉节水技术 |
| 1.2.2 痕量灌溉节水技术 |
| 1.3 存在的问题及切入点 |
| 1.4 研究内容与研究方法 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2.试验地环境调查与种植材料选择 |
| 2.1. 野外调查 |
| 2.1.1 试验地概况 |
| 2.1.2 试验地植被调查 |
| 2.1.3 试验地土壤性质调查 |
| 2.1.4 种植材料的确定 |
| 2.2 前期准备实验 |
| 2.3 小结 |
| 3.不同因素对土壤水分分布及运移过程的影响 |
| 3.1 试验材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同土壤质地对水分运移分布的影响 |
| 3.2.2 不同埋深对水分运移分布的影响 |
| 3.3 小结 |
| 4.节水材料与痕量灌溉技术结合使用的探讨 |
| 4.1 试验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.2 试验设计 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 保水剂基本性能与保水剂的选择 |
| 4.3.2 层施保水剂对水分运移分布的影响 |
| 4.3.3 混施保水剂对水分运移分布的影响 |
| 4.4 小结 |
| 5.不同工程参数下植被长势分析 |
| 5.1 试验材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 试验方法 |
| 5.2 试验设计 |
| 5.3 试验过程及样方调查方法 |
| 5.4 结果与分析 |
| 5.4.1 植被长势直观对比 |
| 5.4.2 植被长势方差分析 |
| 5.5 湿润体对植被根系长势影响 |
| 5.6 小结 |
| 6.结论与展望 |
| 6.1 主要结论与展望 |
| 6.1.1 主要结论 |
| 6.1.2 展望 |
| 6.2 存在问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、膜过滤技术在土壤真菌生物量测定中的应用（论文参考文献）
- [1]基于宏基因组纳帕海高原湿地细菌与病毒种群结构研究[D]. 徐志伟. 昆明理工大学, 2021(01)
- [2]抗链格孢菌活性物质筛选及发酵体系的建立[D]. 王慕知. 北京化工大学, 2019(02)
- [3]海藻酸钠/稀土高分子凝胶球的制备及其对染料吸附性能的研究[D]. 尹海洋. 内蒙古师范大学, 2019(07)
- [4]载体混凝耦合可见光催化氧化去除饮用水中有害蓝藻及其代谢物[D]. 金岩. 山东大学, 2019(09)
- [5]养猪废水中氮磷回收铜锌去除技术及水培空心菜食品安全性的研究[D]. 曹雷鹏. 南昌大学, 2019(01)
- [6]净水工艺单元微生物群落结构及其生物风险研究[D]. 葛英亮. 哈尔滨工业大学, 2018(01)
- [7]功能纳米材料膜修饰及其对新兴污染物抗性基因的强化去除[D]. 任少杰. 山东大学, 2018(01)
- [8]抑菌型正渗透膜合成及其藻—水分离性能研究[D]. 陈晨. 哈尔滨工程大学, 2017(06)
- [9]痕量灌溉管道埋深和水分压力水平对番茄生长、产量和品质的影响[D]. 凡振伶. 西北农林科技大学, 2017(01)
- [10]痕量灌溉技术在新疆过渡带典型土壤中水分运移应用试验研究[D]. 于洋. 新疆大学, 2014(02)