一、固定化藻细胞对水中Cu(Ⅱ)的吸附研究（论文文献综述）
刘玮罡[1]（2021）在《几种藻类及其改性生物炭材料对水中Pb2+、Zn2+的吸附特性研究》文中研究指明水体重金属污染和富营养化是当下两个备受关注的水污染问题,重金属污染和藻类过度繁殖均会对水生态环境造成严重影响。微藻生物炭型吸附剂材料及其改性研究已成为近来国内外重金属污染处理的热点。本文以新月藻（Closterium sp.）、集胞藻（Synechocystis sp.）和二形栅藻（Scenedesmus dimorphus）为对象,研究了三种藻种对Pb2+、Zn2+的吸附特性及其生理特征,筛选了一种对Pb2+、Zn2+吸附能力最优的藻种,并制备成微藻生物炭。通过对微藻生物炭进行改性,进一步强化吸附性能,以高效稳定地去除废水中的Pb2+、Zn2+污染。研究为藻类的回收处理,并实现废水处理与资源化利用提供了一种新思路。研究主要结果如下:1.实验证明了藻类在吸附重金属离子的过程中体内的谷胱甘肽和蛋白质的含量会发生变化,藻细胞体内的蛋白质、谷胱甘肽的含量与其对.Pb2+、Zn2+的去除能力与呈正相关。藻细胞在Pb2+、Zn2+的胁迫下会发生应激性,当应激性发生时藻细胞会在细胞内大量合成谷胱甘肽和蛋白质从而快速吸收Pb2+、Zn2+。经研究发现新月藻的应激性最为明显,对Pb2+、Zn2+的耐受性优于集胞藻和二形栅藻,且具有更多的官能团,因此新月藻是制备微藻生物炭的良好原料。2.本研究得到了三种微藻生物炭材料,分别是以新月藻藻粉在500℃下缺氧热解所得到的微藻生物炭BC;经壳聚糖改性后的新月藻藻粉在500℃下缺氧热解所得到的改性微藻生物炭材料CTS-BC;利用壳聚糖直接对BC进行改性所得到的壳聚糖-微藻生物炭复合材料BC-CTS。研究发现:三种生物炭材料对Pb2+、Zn2+的吸附均是以化学吸附为主导的吸附过程,改性后的微藻生物炭表面结构发生了明显的改变,孔径明显增大。同时,经过红外光谱分析,三种生物炭材料表面所含官能团有所不同,这说明了壳聚糖可以增加生物炭材料的表面官能团种类。3.通过对BC、CTS-BC、BC-CTS在不同初始浓度、反应温度及pH环境下对Pb2+、Zn2+的吸附状况研究,发现BC对Pb2+、Zn2+有良好的吸附能力。在Pb2+浓度为20.0 mg·L-1、添加量固液比为0.1g:50ml时,BC对Pb2+的最大吸附量虽然在中性条件（pH=7）下可以达到9.11mg·g-1,但在酸性（pH=3-5）或碱性条件（pH=7-9）下,BC对Pb2+的吸附能力受到明显减弱,平衡吸附量分别仅有1.5mg·g-1和6.20mg·g-1。而利用壳聚糖对藻粉进行改性后,所得到的CTS-BC在酸性条件下对Pb2+的平衡吸附量达到9.41mg·g-1,吸附率达到96%,泛用性优于其他两种生物炭材料。而利用壳聚糖直接对BC进行改性得到的复合材料BC-CTS则在碱性条件（pH=9）对Pb2+的平衡吸附量达到了 9.94mg·g-1,吸附率超过99%。同时,BC对Zn2+展现出了优秀的去除能力,在中性条件下吸附量可达到15.231mg·g-1,但在酸性条件（pH=3）下对Zn2+的平衡吸附量仅有2.63mg·g-1,远低于CTS-BC在酸性条件下对Zn2+的平衡吸附量7.575mg·g-1。综上所述,CTS-BC对Pb2+的吸附效果优于其对Zn2+的吸附效果,更适用于在酸性条件下使用;而BC-CTS更适合在碱性条件下使用。此外,研究还发现,CTS-BC和BC-CTS对Pb2+具有良好的再生吸附性能,三次吸附解吸后仍能达到50%以上的吸附率。由此可见,在不同条件下的重金属污染环境中,可以通过在微藻生物碳制备过程中在不同阶段来添加壳聚糖进行改性,强化BC在不同酸碱条件下对Pb2+、Zn2+的吸附能力,获得适用于不同环境下的吸附剂材料。本研究的开展为藻类生物质的资源化利用提供了一种新的借鉴模式。
余飞[2]（2021）在《莱茵衣藻富集镉的机理及在污水处理中的应用》文中研究说明镉是一种稀有金属元素,有韧性和延展性,且耐腐蚀,被广泛应用于工业生产中,这导致大量的镉排放到环境中造成严重污染。传统的镉废水处理方法有沉淀法、电化学方法、膜过滤法、离子交换法等,这些方法成本较高,与之相比,生物吸附法具有经济有效、无二次污染等优点受到了广泛的关注。具有吸收重金属能力的生物有多种,如植物、真菌、细菌和微藻等,其中微藻种类多、分布广、适应性强、价廉易得、对重金属具有较高的吸附能力。但目前利用微藻处理含镉废水依然面临以下两个难题:一是自然界中的微藻对重金属的耐受能力差,重金属往往抑制藻类生长。二是现在收集藻类的技术为离心收集,其能耗大。针对上述问题,本研究以模式生物莱茵衣藻作为研究对象,研究其镉胁迫下衣藻的生理变化、通过插入诱变得到耐镉突变体以及利用藻类固定化技术将耐镉突变体用于含镉废水处理。主要研究内容和结果如下:（1）探讨不同浓度的镉对衣藻的生理影响,观察镉胁迫下衣藻的亚显微结构。发现镉能降低衣藻生长速率,影响光合作用,改变细胞形态,使细胞积累酸钙体、质体球和淀粉粒等细胞器。（2）通过正向遗传学的手段,将片段FSD::Aph Ⅶ::RSD随机插入衣藻基因组中,先经过含500μM镉的固体培养基筛选,再在氯化镉为200μM的液体培养基中筛选验证,最终得到1株耐镉突变体。（3）以海藻酸钠为包埋材料,生物炭和硅藻土为添加剂,固定衣藻突变体,制得衣藻胶球,并将其用于水中镉的去除。处理250μM含镉废水时,海藻酸钠质量分数2%、硅藻土质量分数1%、活性炭质量分数0.1%、CaCl2浓度0.1 mol/L制得的胶球可以富集63.41%的镉。综上所述,镉对衣藻生理和结构影响的研究以及耐镉突变体的筛选为通过遗传改造提高镉的富集能力打下了基础。含镉废水处理的研究有助于利用微藻改善我国的镉污染现状。
成琪璐[3]（2021）在《一株胶网藻及底泥微生物对壬基酚的毒性响应及去除机制研究》文中进行了进一步梳理壬基酚（Nonylphenol,NP）是一类在不同环境尤其是水环境中普遍检出的难降解有机污染物。其在水环境中的主要存在形式包括溶解在水中、吸附在底泥沉积物中两部分。由于其特有的亲脂性、生物累积性及内分泌干扰性,NP在水环境中的大量累积及长久存在势必会对暴露于其中的生物体及生态环境造成潜在的威胁。因此,深入分析水环境中生物对NP的毒性响应并有效地强化NP的去除具有重要意义。然而,尽管藻类在水体中广泛分布且微生物是底泥的重要组分,关于藻类、底泥微生物对NP的毒性响应及去除情况的研究尚不充分。因此,本研究分别选用藻Dictyosphaerium sp.、底泥土着微生物为研究对象,通过一系列NP暴露培养及外源物质（NaHCO3、Fe2O3纳米颗粒）添加实验,采用生长代谢监测、高效液相色谱检测、转录组测序及高通量测序等技术,对水体、底泥中不同生物的NP毒性响应及NP去除情况进行研究,以期更好地了解水环境中NP的生物毒性作用,加深对NP生态风险的认知,为水生生态系统中NP的风险评估及污染治理提供参考依据。主要研究结果如下:（1）NP对藻Dictyosphaerium sp.的毒性作用机制在0.5–8 mg/L浓度范围内,NP对藻Dictyosphaerium sp.的生长呈典型的剂量-效应抑制作用。0.5 mg/L NP对藻生长无显着抑制效应;当NP浓度≥1 mg/L时,NP浓度越高,其对藻细胞生长的抑制作用越明显。然而,该藻对NP具较高耐受性,其在8 mg/L NP作用下仍能在5天的培养期内恢复生长。此外,氧化胁迫是NP对藻的主要毒性作用机制,且NP对藻细胞结构的氧化损伤程度与其浓度高低密切相关。低浓度NP处理不会损伤藻细胞超微结构,而随着NP浓度的升高,藻细胞形状、类囊体密度、蛋白核体积及细胞表面官能团的丰度将发生显着改变。同时,在4 mg/L NP暴露5天后,藻细胞内大量基因将发生差异表达,尤其是核糖体、光合作用、抗氧化途径等代谢通路中的相关基因对NP的氧化胁迫作用较为敏感。（2）藻Dictyosphaerium sp.对NP的生物去除效应实验通过5天的暴露培养,研究了藻Dictyosphaerium sp.对水体中不同浓度NP（0.5、1、2、4、8 mg/L）的去除情况。结果表明,该藻在24 h内可实现对不同浓度NP超过50%的去除率,且随着培养时间的延长,藻对NP的去除呈缓慢增加的趋势。培养结束后,藻对低浓度NP（0.5 mg/L）的去除率为100%;即使NP的去除率随着初始暴露NP浓度的升高而降低,藻对8 mg/L NP的5天去除率仍高于70%,表明该藻对高浓度NP具有较高的去除能力。进一步分析表明,在实验期内,溶液中NP主要通过藻细胞的生物累积作用去除,且NP的累积量与初始暴露的NP浓度呈正相关。藻对NP的累积包括细胞壁吸附和细胞内吸收两部分。其中,吸附作用是一个极快速的过程,吸附的NP随后进入细胞内,导致细胞壁上NP含量随着培养时间的延长而减少,而细胞内吸收的NP含量则随培养时间的延长而增加。此外,由生物降解作用去除的NP在NP总去除量中占比较小,推测该藻对NP的降解是一个较缓慢的过程。（3）胞外聚合物分泌对藻响应NP毒性及去除NP的影响实验检测了5天培养时间内,藻Dictyosphaerium sp.暴露于高浓度NP时,其EPS的分泌情况并分析了有/无EPS对藻细胞表面理化性质、NP暴露下藻的生长及藻对NP去除的影响。结果表明,在4和8 mg/L NP处理下,藻细胞EPS的分泌水平随NP浓度的升高而升高。在该藻分泌的EPS中,S-EPS含量明显高于B-EPS含量,且S-EPS中的多糖、B-EPS中的芳香族蛋白质在藻响应NP毒性时含量增加的最显着。EPS在藻细胞周围形成一道物理屏障,可显着改变细胞形态、细胞表面的疏水性及-OH、-NH2、-COOH等活性官能团的丰度。当藻暴露于NP时,EPS的存在降低了NP与细胞接触的可能性,更多的NP将被阻隔在细胞外,而细胞内NP含量的减少将直接缓解NP对藻细胞的毒害作用,提高藻对NP的耐受性及去除作用。（4）NaHCO3添加对藻响应NP毒性及去除NP的影响在0–0.8 g/L NaHCO3浓度范围内,Dictyosphaerium sp.的细胞浓度及比生长速率随NaHCO3浓度的升高而增加,且藻在NaHCO3浓度≥0.4 g/L时可形成蛋白核-类囊体复合结构以保障光合作用的高效进行。当藻暴露于1和4 mg/L NP时,相比于未添加NaHCO3的处理组,0.8 g/L NaHCO3的添加可显着减轻NP对藻的毒性抑制效应,使得相同浓度NP作用下的藻有更高的细胞数、比生长速率、光合色素含量及EPS分泌水平,且NP对藻细胞亚结构造成的氧化损伤程度也显着减小。同时,加入NaHCO3后由NP胁迫引起的藻细胞内差异表达的基因数显着减少,除了光合作用代谢通路外,氮代谢、光合生物碳固定通路中相关基因的表达都生了显着下调。而NaHCO3的添加对NP生物毒性的缓解作用促进了单个藻细胞对NP的去除能力,从而显着提高藻Dictyosphaerium sp.对NP的总去除率。（5）nFe2O3添加对底泥微生物响应NP毒性及去除NP的影响将nFe2O3添加到NP污染底泥中进行为期42天的培养实验,并对底泥微生物的响应及NP去除情况进行了分析。结果表明,NP污染可导致底泥微生物分泌产生大量的EPS,而nFe2O3的添加显着降低了EPS,尤其是C-EPS的分泌水平。且在C-EPS、B-EPS中,蛋白质含量均高于多糖含量,而二者的含量也在C-EPS中减少的更明显,表明微生物C-EPS的分泌水平对NP的胁迫较为敏感。进一步对C-EPS进行光谱分析,表明加入nFe2O3后,NP污染底泥中微生物可溶性副产物类、芳香族蛋白类物质的含量显着减少,且其疏水性、芳香性、腐殖化程度的变化也显着减小。此外,16S rRNA测序结果表明,nFe2O3的添加降低了NP对底泥微生物的毒害作用,提高了酸杆菌门（Acidobacteria）、厚壁菌门（Firmicutes）、绿杆菌门（Chloroflexi）等有机污染物降解相关微生物的比例,从而加快了底泥NP的去除,直接降低了水环境中NP的生态风险。
宁海军[4]（2021）在《玫瑰精油提取后废渣液的生物处置及资源回收》文中研究表明兰州市永登县作为全国最大的玫瑰精油生产基地,以当地种植的红色玫瑰和白色玫瑰为原料提取玫瑰精油,在提取过程中每年产生近8000吨的玫瑰废渣液。此类富含黄酮和色素的废渣液,当前现状是基本未做任何处置就直接排放,这导致严重的环境污染和资源浪费。基于此现状,本文以玫瑰精油提取后废渣液为原料,对其进行固液分离,固体花渣部分用于提取玫瑰黄酮和玫瑰色素,玫瑰废液经絮凝剂絮凝后以菌-藻球和灭活菌丝球载体固定化衣藻对其降解,得出以下结论。（1）乙酸乙酯提取玫瑰花渣黄酮最佳参数为:料液比1:30（g/m L）、提取温度75℃、提取时间1.5 h;红色和白色玫瑰花渣黄酮提取率分别为3.87%和3.29%;红色和白色玫瑰花渣黄酮提取物总抗氧化能力分别为237.21 FRAP/mg和201.97 FRAP/mg;红色和白色玫瑰花渣黄酮提取物清除自由基（DPPH）IC50值分别为2.806μg/m L和10.36μg/m L。（2）酸性乙醇对黄酮提取后红色花渣的色素最佳提取参数为:料液比1:35、提取时间2.5 h、提取温度75℃、乙醇浓度65%、浸提剂p H 0.5;通过正交实验正交分析得出玫瑰花渣色素最高提取率为23.52%;色素提取物总花色苷含量为31.45 mg/g,色价值为140.456。（3）废液主要采用两种手段联合进行处置,主要技术路线为:先采用絮凝法将黑色有机废水进行絮凝沉淀,然后再采用菌藻联合处置。主要得出以下结论:聚合Al Cl3絮凝剂处理处理废液最佳条件为:废水p H为12、絮凝剂浓度为1%、絮凝剂添加量为15%;玫瑰废水絮凝前后COD降解率为67.7%。采用黑曲霉菌丝球与德巴衣藻构建菌-藻球和灭活菌丝球载体固定化衣藻,对絮凝后废水进行生物处置。黑曲霉菌丝球的最佳培养条件为:接种量20颗/50 m L、碳源为蔗糖、氮源为酒石酸铵、转速为160 r/min;衣藻最佳培养条件为:培养时间10 d、温度20℃、p H 6.5、光照强度8000 lx;菌丝球对德巴衣藻的固定率为93.94%;菌-藻球对废水COD、总磷的最高降解率分别为42.01%和55.88%;灭活菌丝球载体固定化衣藻对废水COD、氨氮和总磷的最高降解率分别为56.3%、93.5%、83.8%。
杨慧丽[5]（2020）在《稀土元素铈对蛋白核小球藻处理生活污水效能的影响研究》文中研究指明随着城市化建设越来越快,我国生活污水的排放量急剧上升,面对不容乐观的水资源现状,近年来我国不断加大污水处理力度,传统的污水处理工艺通常存在能耗高、存在二次污染、投资成本高、出水N、P含量高等问题。利用微藻净化生活污水,将污水处理与微藻培养相结合,不仅可以实现污水的资源化利用,培养的微藻还具有较高的经济和社会价值,但微藻光生物反应器的应用受光照条件的限制,急需开发能耗低、污水处理效果好、微藻密度高的微藻光生物反应器。本研究基于稀土元素对微藻作用的“毒物兴奋效应”,以光生物反应器作为主体工艺,通过投加稀土元素铈（Ce）,实现微藻在低光照强度下的高密度培养,在降低反应器能耗的基础上,提高生活污水中N、P等污染物的去除效率。首先对稀土元素对微藻生长状态的影响进行了研究。光照对微藻生长的调控性较强,是微藻生长环境中最重要的要素之一,探究不同光照强度下,不同浓度梯度的稀土元素对纯藻生长状态以及对污水处理情况的影响。研究表明,稀土元素Ce对蛋白核小球藻的作用受光照强度的影响,在光照强度为50μmol/（m2·s）时,低浓度的Ce3+对蛋白核小球藻生长的促进作用最为明显,浓度范围为0.2-5 mg/L,最适投加浓度为1 mg/L,在该浓度下藻密度比对照组提升了22.39%,培养后期,这种促进作用逐渐减弱。在光照强度为25μmol/（m2·s）时生长促进效果次之,在光照强度为100μmol/（m2·s）时效果不明显。但高浓度稀土元素Ce对蛋白核小球藻的生长一直具有抑制作用。同时发现,处理生活污水的最适光照强度为50μmol/（m2·s）,稀土元素Ce最适投加量为1mg/L。其次,探究稀土元素对微藻生长影响的作用机制。通过对藻的光合作用能力、抗氧化酶体系和蛋白质含量变化的研究发现,在光照强度50μmol/（m2·s）时,随着Ce3+投加浓度的增加,藻细胞内的叶绿素a含量、光合作用效率和蛋白质含量呈现先增加后降低趋势,Ce3+投加浓度为1 mg/L时出现最大值,总叶绿素a含量比空白对照组提升了38.43%,单藻细胞叶绿素a含量提升了13.1%,Fv/Fm提升率为27.9%,蛋白质含量增长了48.5%。可以看出,在该实验条件下,低浓度稀土元素Ce能够促进蛋白核小球藻对N、P等营养元素的吸收,进而提升其叶绿素a含量,提高藻细胞光合作用能力,增加蛋白质含量,促进蛋白核小球藻的生长。同时提高抗氧化酶活性保障藻细胞正常的生长和生理活动,高浓度稀土元素则会使藻细胞内的ROS过量,破坏抗氧化防御系统,进而破坏蛋白核小球藻的结构。最后,构建稀土元素Ce+微藻光生物反应器并对反应器进行工况优化,结果表明,在光照强度为50μmol/（m2·s）,Ce3+投加浓度为1 mg/L时,曝气强度为0.6 L/min,稀土元素Ce+微藻光生物反应器污水处理效果最好,其中TN的去除率为73.33%,氨氮的去除率为89.98%,TP的去除率为94.53%,COD的去除率为75.55%。且在最优工况参数下,反应器内污染物的降解规律符合一级动力学特征。
裴舟韬[6]（2020）在《研究生物毒性在黑臭水体评价中的应用 ——以神童浜沉积物为例》文中研究指明水体黑臭是大量有机和无机污染物向水体超负荷排放,导致水体出现发黑变臭的极端现象。其中大量未分解的污染物沉降并富集在水体底部,造成水体沉积物中污染物浓度高、类型复杂。同时,沉积物中的污染物在水体被扰动时向上覆水的释放使得沉积物成为水环境中的二次污染源。国内外针对沉积物的质量评价多以化学分析为主,程序复杂成本高昂,而且无法反映沉积物对水生生物的影响,缺乏生态相关性。全沉积物毒性（Whole Sediment Toxicity,WST）通过受试生物暴露于沉积物的反应（例如致死率、生长状况,繁殖率）衡量沉积物的总体毒性作用。WST试验能够重现水生生物暴露于沉积物的有毒污染物的全过程,而无需测定具体污染物。使用WST测试能够识别治理前沉积物的生物毒害性和评价治理后沉积物的生态安全性,实现黑臭水体沉积物的全周期监测。WST试验的受试生物目前主要集中于试验周期较长且工作量较大的底栖动物,而具有繁殖速度快、灵敏度高、易于实验室培养、毒性机理较为明确等优点的标准水质指示生物（如藻,溞）因为无法直接暴露于全沉积物而无法应用于沉积物毒性测试。本研究开发了沉积物固定技术,将冷冻干燥后的沉积物与海藻酸钠混合,再使用Ca Cl2溶液对其硬化,得到固定化沉积物。通过使用优化的固定化沉积物,首次实现了直接使用标准水生生物受试物种,小球藻（Chlorella vulgaris）和大型溞（Daphnia magna）测定WST。通过研究固定方法及结构稳定性、固定沉积物对藻的生长影响和固定程序对沉积物加标物质释放的影响,确定了优化的固定化沉积物方法和配方。本研究通过（i）小球藻的良好生长和对大型溞的生物安全性;（ii）出色的扩散能力和结构稳定性;论证了使用固定化沉积物进行WST试验成为一种可靠、准确和高效的方法。在此基础上,使用固定化沉积物和其对应的去毒沉积物,成功地评估了黑臭河道（治理前后）的沉积物综合毒性变化和生态安全性。研究的结果如下:（1）固定化沉积物具备结构稳定性和生物安全性。优选的沉积物固定条件是将沉积物与2%,3%和4%海藻酸钠混合物在4%Ca Cl2溶液中（间接固定化）或在2%Ca Cl2-BG11培养基硬化（直接固定化）。在实验过程中,这些固定的沉积物能够保持完整的形状,也不会在溶液中产生海藻酸钙的絮状物和脱离的沉积物颗粒。消除了沉积物颗粒对藻类细胞的区分和计数的干扰。此外,在72h后,与固定的对照沉积物共同培养的普通小球藻生物量增长达到了16倍的标准,符合毒性试验的质量要求。在大型溞-全沉积物毒性试验中,去毒的固定沉积物对大型溞的造成死亡率均小于10%,满足对大型溞急性毒性试验要求;（2）固定化沉积物具有有效的扩散能力。根据对沉积物加标Cu和敌草隆解吸试验结果,固定化沉积物不会阻碍沉积物中污染物质的有效释放,在中高加标浓度下,固定化沉积物上覆水中加标物质浓度显着高于未固定沉积物的上覆水。使用3%海藻酸钠和4%Ca Cl2溶液间接固定的沉积物具有与未固定沉积物最为相似的物质扩散能力,因此最适合应用于全沉积物毒性测试;（3）使用固定沉积物进行藻-全沉积物毒性试验能够更充分表达沉积物的毒性效应（最佳灵敏度）。利用固定化沉积物方法测得的铜加标沉积物对小球藻的EC50值为506.23 mg/kg,显着低于固定化藻类的719.62 mg/kg。用固定化沉积物测得敌草隆加标沉积物对小球藻的EC50值为2.37 mg/kg,也低于使用固定化藻类方法测得的EC50值3.12 mg/kg;（4）固定沉积物方法在大型溞-全沉积物毒性试验中取得了更灵敏的毒性响应。固定化沉积物方法测得的铜加标沉积物对大型溞的LC50值为1826.20 mg/kg,显着低于复溶水的3612.23mg/kg。敌草隆加标沉积物对大型溞的LC50值为10.06 mg/kg,也低于使用复溶水方法测得的LC50值13.27 mg/kg。（5）使用固定化沉积物和“去毒”对照沉积物,成功评估了黑臭河道（治理前后）沉积物的综合毒性变化。治理前,A1、B1、C1、D1位点沉积物对小球藻的毒性等级为中毒、无毒、无毒、和微毒,对大型溞的毒性等级均为中毒。治理后,A2、B2、C2、D2位点沉积物对小球藻的毒性等级为无毒、无毒、无毒、和微毒;对大型溞的毒性等级为微毒、微毒、无毒、微毒。通过毒性鉴别评价程序（Toxicity Identification and Evaluation,TIE）操作,鉴别出神童浜沉积物的主要毒性类型为有机污染物。本研究基于多营养级水平的生物毒性实验,实现对沉积物毒性效应更全面的评估。
杨荧,刘莉文,李建宏[7]（2019）在《微藻富集重金属的机制及在环境修复中的应用综述》文中研究指明消除环境中的重金属污染是亟待解决的课题。微藻具有很高的富集重金属的能力,它们具有繁殖快、易培养、可选择种类多等特点,具有广阔的应用前景,引起了科研工作者的广泛关注。系统梳理目前国内外有关微藻富集重金属的机制的研究进展,概述影响微藻富集重金属的生物因素（包括藻种生活状态、种类、耐受能力、大小、生物量浓度）和非生物因素（包括金属离子浓度和形态、pH值、温度、接触时间、光照等）,介绍了微藻在重金属污染环境修复中的运用（包括修复污染水体、稻田以及土壤）。
谢冰涵[8]（2019）在《固定化菌藻共生系统处理牛粪厌氧消化液》文中研究说明随着我国集约化和规模化畜牧业快速发展产生大量的养殖废水和粪便,经过厌氧消化处理后生成高浓度的厌氧消化液（anaerobic digestion effluent,ADE）。该废水富含高浓度营养盐和有机物、残留兽用抗生素,且存在碳氮比失衡的问题,若不能妥善处理ADE会对环境产生不可逆影响。利用光生物反应器（photobioreacor,PBR）构建菌藻共生系统处理ADE有其独特优势,在该系统下菌藻互作加速污染物降解。为进一步强化ADE处理效能还有如下问题有待解决,如:高浓度无机盐对微藻生长产生抑制作用、悬浮态微藻细胞难于收集、残留抗生素降解不理想等。因此,针对上述问题,本论文构建了固定化菌藻共生系统,旨在实现资源化处理实际ADE。本论文构建菌藻共生系统旨在考察不同浓度营养盐和有机物对实际ADE处理效能和微藻生物质转化差异。结果表明:在PBR（625 mg/L SCOD）组别内,高浓度的氮、磷和有机物阻碍微藻自身内部酶合成过程,导致微藻生物质转化受到抑制;PBR（272 mg/L SCOD）获得最大微藻生物质转化,其微藻生物量和油脂产率分别为1466.0±34.6 mg/L和59.1±3.1 mg/L?d。同时,PBR（167 mg/L SCOD）对ADE处理效能效果最佳,其TN,TP和COD去除率分别高达～100%,～100%和97.4±0.5%。此外,在利用菌藻共生系统处理实际ADE过程中,一些功能性细菌的富集,如Acinetobacter,Citrobacter和Brevundimonas,对强化ADE处理效能和微藻生物质转化发挥重要作用。因此,构建菌藻共生系统可以实现资源化处理ADE,但在实际工程应用中要合理调控实际ADE内的碳源、氮源和磷源浓度以达到最佳处理效果。本部分构建固定化菌藻共生系统PBR（ICV）和PBR（ICV+PAC）,旨在实现强化对实际ADE处理效能,提高微藻生物质转化,并解决上述悬浮态微藻难于收集的问题。结果表明:相较于悬浮态微藻组别PBR（SCV）内较低的氮、磷去除效能,固定化微藻组别PBR（ICV）和PBR（ICV+PAC）对ADE内TN和TP去除率高达～100%。同时,三维荧光光谱-平行因子分析（EEM-PARAFAC）结果表明:PBR（ICV+PAC）对大分子蛋白质类荧光性有机物去除最为理想,其对C2（酪氨酸）和C3（色氨酸）去除率分别高达92.1±3.2%和74.9±2.6%。另外,PBR（ICV+PAC）获得最大微藻生物质转化,其叶绿素a含量和油脂产率分别为25.2±1.2 mg/L和65.7±2.6 mg/L?d。就微生物群落结构组成而言,固定化微藻组别PBR（ICV）和PBR（ICV+PAC）具有相似的细菌微生物群落结构组成,与悬浮态微藻组别PBR（SCV）存在显着性差异。在三组不同菌藻共生系统下,功能性菌属的富集,如Opitutus,Acinetobacter和Brevundimonas,对污染物的去除和微藻生物质转化起重要作用。因此,利用固定化微藻-活性炭PBR（ICV+PAC）构建的固定化菌藻共生系统强化了对ADE处理效能,同时完成微藻细胞和细菌分离,实现了资源化处理ADE。固定化菌藻共生系统可以实现强化ADE处理效能,但其内残留的兽用抗生素污染问题有待解决。本部分选取实际ADE中常见的兽用抗生素磺胺甲恶唑（sulfamethoxazole,SMX,500μg/L）为研究对象,探究固定化微藻-活性炭PBR（ICV+PAC）构建的固定化菌藻共生系统对SMX的降解效能,降解机制和可能存在的降解路径。并探讨SMX对菌藻共生系统处理ADE、微藻生物质转化及微生物群落结构变化的影响。结果表明:PBR（ICV+PAC）获得最大SMX去除率（99.0±0.2%）,其次为PBR（ICV）（94.8±2.6%）和PBR（SCV）（80.4±1.4%）。PBR（ICV+PAC）获得最高比例活的微藻细胞（86.2%）、叶绿素a（6.6±0.4 mg/g）和MLSS积累（4.6±0.6 g/L）。此结果说明:相较于SMX对悬浮态微藻组别PBR（SCV）明显的抑制作用,在固定化微藻组别PBR（ICV）和PBR（ICV+PAC）,SMX对微藻细胞和细菌生长的抑制作用被有效缓解。就SMX对三个菌藻共生系统处理ADE效能而言,SMX对PBR（SCV）运行产生抑制作用,其对TN、TP和COD的去除率分别为66.5±1.3%,65.6±1.4%和58.6±1.7%。而在PBR（ICV+PAC）组别内,固定化微藻-活性炭技术加速构建稳定的菌藻共生系统,提高了该系统对SMX的抵抗能力。PBR（ICV+PAC）对ADE处理效能显着提高,其对TN,TP和COD去除率分别高达98.5±0.7%,98.5±0.6%和72.1±1.4%。同时,本研究发现SMX明显改变了不同菌藻共生系统下微生物群落结构。在16S r RNA分类水平上,一些功能性细菌的富集,如Pseudomonas,Brevundimonas和Hydrogenophaga在菌藻共生系统下对SMX降解起重要作用。在18S r RNA分类水平上,小球藻（Chlorella vulgaris,C.vulgaris）在三个不同菌藻共生系统皆为优势藻种。综上所述,固定化微藻-活性炭技术加速构建稳定的菌藻共生系统,有利于功能性微生物菌群富集,实现了对兽用抗生素SMX的高效降解。
周敏[9]（2019）在《纳米银（AgNPs）对小球藻除磷效率的影响及机制》文中研究表明环境中的磷污染是我国《水污染防治行动计划》重点关注的问题,为此迫切需要开发经济高效的除磷技术。基于藻类的生物除磷技术具有绿色高效的特点,但易受环境中污染物影响。纳米银（AgNPs）材料因其独特的理化性质广泛应用于生产生活,是最常见的纳米颗粒污染物。目前关于AgNPs等纳米颗粒对藻类毒性效应的研究已有报道,但其对藻类磷吸收过程的影响及机制尚有待研究。本研究选择除磷效率高的单细胞绿藻小球藻（Chlorella vulgaris）为研究对象,在考察AgNPs对小球藻毒性效应的基础上（小球藻生物量、叶绿素自发荧光）,探究了AgNPs存在下磷（正磷酸盐和总磷）的去除效率变化,重点分析了AgNPs对藻细胞三种除磷机制（非生物沉淀除磷、表面吸附除磷及同化吸收除磷）的影响。本论文的主要结论如下:（1）AgNPs对小球藻具有毒性效应。通过藻类生长抑制试验得到AgNPs的96h半数抑制浓度(EC50)为0.13 mg·L-1,Ag+的EC50为0.02 mg·L-1。AgNPs存在下藻细胞叶绿素自发荧光强度同对照组（不含AgNPs）相比,0.2 mg·L-1AgNPs处理组在0.5 h时荧光强度增强了24.6%,0.02 mg·L-1Ag+处理组增强了35.3%,叶绿素自发荧光增加说明小球藻的光合作用活性下降。（2）AgNPs在高磷(2 mg·L-1)条件下抑制了小球藻生长、叶绿素合成以及光合活性,降低了对正磷酸盐和总磷的去除效率。实验处理第4天,0.05、0.09、0.14和0.20 mg·L-1 AgNPs处理组的藻细胞浓度较对照组分别降低了9.7%、27.5%、46.0%和58.1%。AgNPs的存在影响了小球藻的叶绿素含量、叶绿素荧光参数。实验处理第7天,对照组正磷酸盐和总磷去除率高达96.0%和94.8%,而AgNPs处理组的正磷酸盐去除率分别为95.0%、71.0%、34.9%和16.2%,总磷去除率分别为85.7%、67.9%、47.1%和31.9%。正磷酸盐和总磷的去除效率均随AgNPs浓度的升高而下降。（3）AgNPs存在下小球藻三种除磷机制的影响表现为:在0、0.09和0.20mg·L-1AgNPs实验组中,小球藻同化吸收除磷分别为除磷总效率的88.8%、92.9%和89.9%;表面吸附除磷比例在1.3%8.0%之间;非生物沉淀除磷比例在-1.9%5.6%之间,表面吸附除磷和非生物沉淀除磷对藻细胞除磷贡献较弱。AgNPs主要是影响了藻细胞除磷过程中的同化吸收,从而降低了小球藻的除磷效率。
周浩媛[10]（2019）在《微藻对高硫酸盐及重金属模拟废水的处理与机理研究》文中提出黄金是重要的战略及金融储备资源,由于其存量稀少、性质稳定及被赋予尊贵象征等特点,已经在一定程度上成为生活必需品。然而,由于社会需求的不断增加,黄金开采和冶炼的难度也在同步增加,其伴生的环境问题也日益突出,尤其是废水废渣的排放。胶东地区是全国最大的黄金生产基地,但黄金冶炼过程中会产生废酸、萃余液、含氰废水等,此类废水大多呈酸性,而且具有硫酸盐和重金属含量高等特点,该类废水的有效处理一直是环保行业的瓶颈之一。目前针对黄金冶炼废水的处理技术存在成本高、难达标、中水回用率低等诸多问题。然而,通常情况下,冶炼区域的废水通常为冶炼废水与生活污水的混合废水,混合后的废水中含有大量的碳、氮、磷等污染物,大大提高了该区域废水的可生化性。因此,开发新型技术对该区域内废水进行有效处理,探索实现废水资源化利用尤为重要。微藻是一类能够进行光合作用的低等生物,广泛应用于食品保健品、化妆品、动物饵料饲料、生物能源和固碳、废水处理等领域。其中,废水中大量的碳、氮、磷、硫等物质,是微藻生长所必需的元素。同时,微藻具有极强的重金属吸附性能。采用微藻进行废水处理,不仅能够减轻环境污染,还可促进微藻生长。开展利用微藻进行黄金冶炼工业区域废水处理的研究,对于识别微藻在极端环境（高酸、高盐、高重金属等）中的生长状况,以及对硫酸盐、重金属去除效果等问题具有重要意义,也可为利用微藻进行工业废水治理及污染水体修复提供技术依据。本研究采用了两种不同类型的微藻培养方式,即分别利用鼓泡床光反应器在悬浮体系下培养微藻,和利用旋转微藻生物膜反应器（RAB）在挂膜培养体系下培养微藻。本研究针对烟台地区金矿冶炼区域附近,废水中硫酸盐含量及镍、锌、钴、铬等重金属含量较高的特点,首先评价了悬浮微藻在含硫化物模拟废水和含硫酸盐模拟废水中的生长效果,结果显示,在悬浮培养条件下,高浓度硫化物对微藻的生长具有明显的抑制作用,而悬浮微藻可在含高浓度硫酸盐废水中生长。当在p H为9、水力停留时间（HRT）为10天、进水SO42-浓度为1g/L时,悬浮微藻的生长状况最佳,悬浮微藻培养体系对TN、COD的去除效果较好,去除效率分别能达到84%和99%,但对TP、SO42-的去除能力较差,其中TP的出水浓度略高于进水浓度（藻类释放）,SO42-的去除效率多在20%附近,且连续培养模式下易发生细胞流失的问题。利用旋转微藻生物膜反应器,重点研究了微藻生物膜对于酸性高硫酸盐（1g/L、2g/L、4g/L）模拟废水的处理效果及在该水体环境下反应器的长期运行状况。结果显示,旋转微藻生物膜反应器对于硫酸盐的去除效率可达46%,去除速率达0.56g/L-day,且微藻生物膜对模拟废水中氨氮、TP、COD均具有很好的处理效果,21天后,去除率分别达到82.64%、99.69%、98.90%。采用电感耦合等离子光谱技术对微藻生物量中的硫含量进行了检测,发现微藻生物量中的硫含量随着进水SO42-浓度的提高而提高,说明微藻生物膜能够有效吸收模拟废水体系中的SO42-。采用高通量测序技术对微藻生物膜处理酸性高含硫酸盐模拟废水前后的微生物群落变化进行分析,结果显示RAB反应器培养的微藻生物膜有着丰富的微生物群落,包括多种蓝细菌、绿藻、硅藻以及酸性还原细菌等。利用微藻能够吸附重金属的优势,采用悬浮微藻和微藻生物膜培养体系,分别对镍（Ni（II））、锌（Zn（II））、钴（Co（II））、铬（Cr（III））四种重金属离子进行吸附性研究。在工业废水常见的浓度范围内,采用4个固定镍、锌、钴、铬浓度,分别为81.75mg/L、0.292mg/L、99mg/L和25mg/L。结果显示,微藻对重金属的吸附效果随着微藻负载量的增加而提高,对镍、锌、钴、铬的去除效率均能达到100%,且微藻生物膜对于镍、锌和铬的吸附效果优于悬浮微藻。通过荧光共聚焦显微镜观察发现,微藻生物膜中的胞外聚合物（Extracellular Polymeric Substances,EPS）含量远远高于悬浮微藻中的EPS含量,这是造成微藻生物膜对重金属的吸附效果远远好于悬浮微藻的原因。不同微藻负载量下,微藻对重金属的吸附符合二级动力学方程,且微藻对重金属的吸附符合Freundlich等温线吸附模型。在此基础上,本研究以镍为例,着重研究了悬浮微藻和微藻生物膜在不同镍浓度（0、10、100、1000、5000 mg/L）、不同p H（5、7、9）条件下的生长状况,并对微藻吸附重金属的机理进行了深入研究,结果发现,与悬浮微藻相比,微藻生物膜能够耐受浓度为5000 mg/L的镍溶液,且当初始镍浓度为100-1000mg/L时,微藻生物膜对镍的去除效率可达90%,并能够实现生长。利用SYTOX核酸绿细胞技术对吸附镍后的悬浮微藻和微藻生物膜生物量分析发现,微藻生物膜中活细胞含量高于悬浮微藻,这是由于微藻生物膜中大量的EPS对藻细胞起到了一定的保护作用。最后,利用旋转微藻生物膜反应器,对微藻生物膜在硫酸盐（1000 mg/L）和镍（80 mg/L）的复合模拟废水中的生长及污染物去除效果进行了研究。结果显示,微藻生物膜在高硫酸盐重金属复合模拟废水中可以生长且对污染物有着一定的去除效果,镍的存在会在一定程度上抑制微藻生物膜对水体中硫酸盐的去除效果。以上研究说明,相比于传统的悬浮微藻培养体系而言,以RAB反应器为基础的微藻生物膜体系对高浓度硫酸盐、高浓度重金属环境具有更好的耐受性,且能够在以高浓度硫酸盐和重金属复合环境为基础的模拟废水中生长,并完成对水体中污染物的去除,这对后续微藻在处理矿业冶炼区域废水方面的研究具有重要意义。
二、固定化藻细胞对水中Cu(Ⅱ)的吸附研究（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、固定化藻细胞对水中Cu(Ⅱ)的吸附研究（论文提纲范文）
（1）几种藻类及其改性生物炭材料对水中Pb2+、Zn2+的吸附特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 重金属废水污染现状 |
| 1.2 重金属离子处理方法 |
| 1.2.1 藻类吸附法 |
| 1.2.2 生物炭吸附法 |
| 1.2.3 壳聚糖改性剂吸附 |
| 1.3 研究的内容和目的 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 三种藻类对Pb~(2+)、Zn~(2+)吸附能力的研究 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 藻种的生长曲线 |
| 2.2.2 藻类吸附能力影响因素的探究 |
| 2.2.3 三种藻的吸附等温模型 |
| 2.2.4 红外光谱分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 微藻生物炭及壳聚糖-微藻生物炭的制备 |
| 3.1 实验仪器与方法 |
| 3.1.1 实验仪器 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 热解温度对微藻生物炭的影响 |
| 3.2.2 BC、CTS-BC、BC-CTS的比表面积及孔径分析 |
| 3.2.3 红外光谱分析 |
| 3.2.4 BC、CTS-BC、BC-CTS的扫描电镜表征分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 微藻生物炭及壳聚糖-微藻生物炭对水中Pb~(2+)、Zn~(2+)的吸附特性研究 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 微藻生物炭对Pb~(2+)、Zn~(2+)的吸附特性研究 |
| 4.2.2 pH对BC、CTS-BC、BC-CTS吸附效果的影响 |
| 4.2.3 红外光谱分析 |
| 4.2.4 扫描电镜分析 |
| 4.2.5 吸附解析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A |
| 附录B |
| 致谢 |
（2）莱茵衣藻富集镉的机理及在污水处理中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 重金属污染概述 |
| 1.1.1 镉的来源 |
| 1.1.2 镉的危害 |
| 1.2 镉在细胞中富集和解毒的生物学过程 |
| 1.2.1 镉的胞外吸附 |
| 1.2.2 镉的转运通道 |
| 1.2.3 胞内抗氧化系统 |
| 1.2.4 胞内螯合 |
| 1.3 水体中重金属的处理 |
| 1.3.1 重金属废水的处理方法 |
| 1.3.2 微藻处理含镉废水 |
| 1.4 本课题的目的与意义 |
| 第2章 镉胁迫下衣藻的生理变化 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要仪器 |
| 2.2.2 藻种来源 |
| 2.2.3 培养条件 |
| 2.2.4 衣藻细胞密度的测量 |
| 2.2.5 衣藻生长曲线的测量 |
| 2.2.6 衣藻光合效率测定 |
| 2.2.7 衣藻不同细胞形态的数量统计 |
| 2.2.8 透射电子显微镜观察衣藻的亚显微结构 |
| 2.2.9 共聚焦显微镜检测酸钙体 |
| 2.2.10 翻译组中RNA提取 |
| 2.2.11 Ribo-seq测序及数据处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同浓度镉对衣藻的影响 |
| 2.3.2 镉对衣藻亚显微结构的影响 |
| 2.3.3 镉胁迫下衣藻酸钙体检测 |
| 2.3.4 镉胁迫时翻译组分析 |
| 2.3.5 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 衣藻耐镉突变体的筛选 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要仪器 |
| 3.2.2 藻种、菌种及质粒来源 |
| 3.2.3 培养条件 |
| 3.2.4 筛选标准的建立 |
| 3.2.5 耐镉突变体筛选 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 确定筛选时镉的浓度 |
| 3.3.2 酶切获得FSD::AphⅦ::RSD片段 |
| 3.3.3 筛选获得耐镉突变体 |
| 3.3.4 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 衣藻细胞固定化条件的确定 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 主要仪器 |
| 4.2.2 藻种来源 |
| 4.2.3 培养条件 |
| 4.2.4 衣藻固定化小球的制备 |
| 4.2.5 固定化小球中衣藻密度测量 |
| 4.2.6 镉含量的测定 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 确定固定化小球中衣藻最佳生长条件 |
| 4.3.2 固定化衣藻突变体去除镉的效率 |
| 4.3.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 本研究所用培养基和质粒 |
| 附录2 攻读硕士学位期间发表的论文和科研成果 |
| 附录3 攻读硕士学位期间参加的科研项目 |
（3）一株胶网藻及底泥微生物对壬基酚的毒性响应及去除机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩略表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 NP的结构与性质 |
| 1.2 环境中NP的污染现状 |
| 1.2.1 水体中NP的污染 |
| 1.2.2 底泥沉积物中的NP污染 |
| 1.3 NP对水生生物的毒性机制 |
| 1.3.1 急性毒性效应 |
| 1.3.2 生长发育毒性效应 |
| 1.3.3 雌激素及生殖毒性效应 |
| 1.4 水环境中NP污染治理技术 |
| 1.4.1 物理法 |
| 1.4.2 化学法 |
| 1.4.3 生物法 |
| 1.5 藻类胞外聚合物(EPS)的分泌 |
| 1.5.1 EPS生物合成 |
| 1.5.2 EPS结构与组分 |
| 1.5.3 EPS在藻类响应外界污染物中的作用 |
| 1.6 NaHCO_3在藻的生长及污染去除中的作用 |
| 1.6.1 藻类光合生长利用的无机碳 |
| 1.6.2 添加无机碳促进藻的生长 |
| 1.6.3 添加NaHCO_3提高藻对污染物去除 |
| 1.7 铁基纳米材料及其在污染治理中的应用 |
| 1.8 研究目的及内容 |
| 1.8.1 研究目的及意义 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 1.8.3 技术路线 |
| 第二章 NP对藻Dictyosphaerium sp.的毒性作用机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要试剂及培养基 |
| 2.2.2 主要仪器 |
| 2.2.3 藻种来源及NP暴露培养 |
| 2.2.4 藻细胞浓度、叶绿素a测定及生长分析 |
| 2.2.5 藻细胞透射电镜观察 |
| 2.2.6 藻细胞傅里叶红外光谱分析 |
| 2.2.7 转录组测序分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 NP暴露对藻生长的影响 |
| 2.3.2 NP对藻细胞超微结构的影响 |
| 2.3.3 NP对藻细胞表面官能团的影响 |
| 2.3.4 NP对藻细胞基因转录的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 藻Dictyosphaerium sp.对NP的去除效应研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要试剂及仪器 |
| 3.2.2 藻细胞NP暴露培养 |
| 3.2.3 藻细胞浓度的测定 |
| 3.2.4 溶液中NP的提取、检测及分析 |
| 3.2.5 藻细胞壁吸附NP的提取、检测及分析 |
| 3.2.6 藻细胞内吸收NP的提取、检测及分析 |
| 3.2.7 藻细胞降解NP量的计算 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 藻对NP的去除情况分析 |
| 3.3.2 NP在藻细胞中的生物累积情况分析 |
| 3.3.3 藻对NP的降解情况分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 胞外聚合物分泌对藻响应NP毒性及去除NP的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 主要试剂与仪器 |
| 4.2.2 去除/未去除EPS藻细胞NP暴露培养 |
| 4.2.3 藻细胞浓度、叶绿素a含量的测定 |
| 4.2.4 EPS的提取及含量、组成的测定 |
| 4.2.5 EPS溶液三维荧光光谱测定 |
| 4.2.6 藻细胞表面疏水性测定 |
| 4.2.7 扫描电镜观察 |
| 4.2.8 藻细胞傅里叶红外光谱分析 |
| 4.2.9 NP提取、检测与分析 |
| 4.2.10 数据统计与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同处理下藻细胞EPS的含量和组成变化 |
| 4.3.2 藻细胞EPS的3D-EEM光谱分析 |
| 4.3.3 NP对(未)去除EPS藻细胞生长的影响 |
| 4.3.4 EPS对藻细胞表面疏水性的影响 |
| 4.3.5 EPS对藻细胞表面形态的影响 |
| 4.3.6 EPS对藻细胞表面官能团的影响 |
| 4.3.7 EPS对藻细胞去除NP的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 NaHCO_3添加对藻响应NP毒性及去除NP的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 不同处理藻Dictyosphaerium sp.的培养 |
| 5.2.2 藻细胞浓度的测定 |
| 5.2.3 藻细胞光合色素含量测定 |
| 5.2.4 藻EPS提取与分析 |
| 5.2.5 藻细胞透射电镜观察 |
| 5.2.6 转录组测序分析 |
| 5.2.7 NP提取、检测与分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 不同NaHCO_3水平下藻的生长 |
| 5.3.2 不同NaHCO_3水平下藻细胞的超微结构 |
| 5.3.3 有/无NaHCO_3添加下NP处理藻的生长情况 |
| 5.3.4 有/无NaHCO_3添加下NP处理藻的光合色素含量变化 |
| 5.3.5 有/无NaHCO_3添加下NP处理藻EPS的分泌情况 |
| 5.3.6 有/无NaHCO_3添加下NP处理藻细胞的超微结构 |
| 5.3.7 不同处理对藻细胞基因转录的影响 |
| 5.3.8 有/无NaHCO_3添加对藻去除NP的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 nFe_2O_3添加对底泥微生物响应NP毒性及去除NP的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验相关材料与仪器 |
| 6.2.2 不同处理底泥培养试验设计 |
| 6.2.3 底泥微生物EPS的提取与分析 |
| 6.2.4 微生物EPS光谱分析 |
| 6.2.5 高通量测序分析 |
| 6.2.6 底泥NP的提取、检测与分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 不同处理底泥微生物EPS总量的变化 |
| 6.3.2 不同处理底泥微生物EPS组成的变化 |
| 6.3.3 C-EPS化学结构的变化 |
| 6.3.4 不同处理底泥微生物群落的变化 |
| 6.3.5 不同处理底泥NP的去除情况 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 不足之处与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻博期间发表的论文和专利 |
（4）玫瑰精油提取后废渣液的生物处置及资源回收（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 玫瑰废水 |
| 1.1.1 玫瑰废水来源 |
| 1.1.2 玫瑰废水特点 |
| 1.1.3 玫瑰废水污染危害 |
| 1.1.4 常用污水处理方法 |
| 1.2 黄酮 |
| 1.2.1 黄酮的结构与性质 |
| 1.2.2 黄酮的用途 |
| 1.3 花色素 |
| 1.3.1 色素的结构与性质 |
| 1.3.2 色素的用途 |
| 1.4 菌丝球 |
| 1.4.1 菌丝球概念 |
| 1.4.2 菌丝球理化性质 |
| 1.4.3 菌丝球在废水处理方面的应用 |
| 1.5 微藻 |
| 1.5.1 微藻的概念 |
| 1.5.2 微藻的生物特性 |
| 1.5.3 微藻在废水处理中的应用 |
| 1.6 玫瑰废渣液处理研究进展 |
| 1.7 研究目的与内容 |
| 1.7.1 目的与意义 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 2 不同花色玫瑰花渣黄酮提取及抗氧化性能比较 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 玫瑰花渣制备 |
| 2.2.2 黄酮提取单因素实验 |
| 2.2.3 提取工艺参数优化 |
| 2.2.4 芦丁标准曲线绘制 |
| 2.2.5 黄酮总含量测定 |
| 2.2.6 总抗氧化能力测定(FRAP值测定) |
| 2.2.7 清除自由基能力测定(DPPH值测定) |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 芦丁标准曲线绘制 |
| 2.3.2 料液比对黄酮提取的影响 |
| 2.3.3 提取时间对黄酮提取的影响 |
| 2.3.4 提取温度对黄酮提取的影响 |
| 2.3.5 正交分析 |
| 2.3.6 粗黄酮提取率与黄酮含量 |
| 2.3.7 总抗氧化能力(FRAP值)测定 |
| 2.3.8 DPPH自由基清除能力(DPPH值测定) |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 玫瑰花渣色素提取条件优化和性能检测 |
| 3.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 花渣制备 |
| 3.2.2 色素提取条件优化 |
| 3.2.3 正交实验 |
| 3.2.4 花色苷含量测定 |
| 3.2.5 色价测定 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 料液比对色素提取率的影响 |
| 3.3.2 提取时间对色素提取率的影响 |
| 3.3.3 乙醇浓度对色素提取率的影响 |
| 3.3.4 温度对色素提取率的影响 |
| 3.3.5 初始p H值对色素提取率的影响 |
| 3.3.6 正交实验分析 |
| 3.3.7 色素提取率测定 |
| 3.3.8 色素花色苷含量测定 |
| 3.3.9 色素色价测定 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 玫瑰废水的处置 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验试剂 |
| 4.1.3 实验仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 玫瑰废水絮凝处理 |
| 4.2.2 废水降解菌的筛选鉴定 |
| 4.2.3 衣藻培养与条件优化 |
| 4.2.4 菌-藻球的构建 |
| 4.2.5 菌-藻球对絮凝后玫瑰废水的处理 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 玫瑰废水的絮凝处理 |
| 4.3.2 废水降解菌株的筛选 |
| 4.3.3 衣藻培养条件的优化 |
| 4.3.4 菌-藻球构建 |
| 4.3.5 菌-藻球对絮凝后玫瑰废水的降解 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A 主要缩略词表 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（5）稀土元素铈对蛋白核小球藻处理生活污水效能的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 微藻在污水处理领域的应用 |
| 1.2.1 微藻净化污水的原理 |
| 1.2.2 微藻在污水处理中的应用 |
| 1.2.3 微藻净化污水的影响因素 |
| 1.3 微藻光生物反应器 |
| 1.3.1 微藻开放式光生物反应器 |
| 1.3.2 微藻封闭式光生物反应器 |
| 1.4 稀土元素对微藻的影响 |
| 1.4.1 稀土元素概述 |
| 1.4.2 稀土元素对微藻的影响 |
| 1.5 课题研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容及意义 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 微藻的选择与来源 |
| 2.1.2 培养基的选择与配制 |
| 2.1.3 人工污水的配制 |
| 2.1.4 稀土贮备液配制 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.2.1 光生物反应器 |
| 2.2.2 其他实验仪器 |
| 2.3 实验方案设计 |
| 2.3.1 微藻的培养与驯化 |
| 2.3.2 稀土元素Ce对微藻的生长状态影响研究 |
| 2.3.3 稀土元素Ce对微藻生长影响机制研究 |
| 2.3.4 稀土元素Ce+微藻光生物反应器系统工况优化 |
| 2.4 检测方法 |
| 2.4.1 常规指标检测方法 |
| 2.4.2 其他检测方法 |
| 第3章 稀土元素Ce对微藻的生长状态影响研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 稀土元素Ce对藻细胞生物量的影响研究 |
| 3.2.1 稀土元素Ce对藻细胞密度的影响研究 |
| 3.2.2 稀土元素Ce对藻细胞比增长率的影响研究 |
| 3.3 稀土元素Ce对蛋白核小球藻处理水质效果的影响研究 |
| 3.3.1 稀土元素Ce对蛋白核小球藻去除氨氮的影响研究 |
| 3.3.2 稀土元素Ce对蛋白核小球藻去除P的影响研究 |
| 3.3.3 稀土元素Ce对蛋白核小球藻去除COD的影响研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 稀土元素Ce对微藻生长影响的机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 稀土元素Ce对藻细胞叶绿素a含量变化影响 |
| 4.3 稀土元素Ce对藻细胞光合作用效率的影响 |
| 4.4 稀土元素Ce对藻细胞抗氧化防御体系的影响 |
| 4.5 稀土元素Ce对藻细胞蛋白质含量的影响 |
| 4.6 稀土元素Ce对藻细胞作用机制分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 稀土元素Ce+微藻光生物反应器系统运行及处理效能的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 稀土元素Ce+微藻光生物反应系统构建 |
| 5.3 稀土元素Ce+微藻光生物反应器系统工况优化 |
| 5.3.1 曝气强度对反应系统去除污水中N的影响 |
| 5.3.2 曝气强度对反应系统去除污水中P的影响 |
| 5.3.3 曝气强度对反应系统去除污水中COD的影响 |
| 5.3.4 曝气强度对反应系统中微藻生物量的影响 |
| 5.3.5 曝气强度对反应系统中其他指标的影响 |
| 5.4 污染物降解动力学分析 |
| 5.5 成本分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（6）研究生物毒性在黑臭水体评价中的应用 ——以神童浜沉积物为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 城市黑臭水体现状、危害和治理措施 |
| 1.1.1 黑臭水体的成因和存在现状 |
| 1.1.2 黑臭水体的危害 |
| 1.1.3 黑臭水体的评价 |
| 1.1.4 黑臭水体的整治技术 |
| 1.2 黑臭水体沉积物 |
| 1.2.1 沉积物的生态学意义 |
| 1.2.2 沉积物污染的复杂性 |
| 1.3 沉积物的生物毒性评价 |
| 1.3.1 沉积物毒性测试 |
| 1.3.2 藻类毒性测试 |
| 1.3.3 大型溞急性毒性测试 |
| 1.3.4 沉积物毒性识别鉴定-TIE |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 第二章 研究区域与物理化学分析 |
| 2.1 研究区域介绍 |
| 2.1.1 神童浜污染源现状 |
| 2.1.2 采样点水质质量 |
| 2.1.3 神童浜治理方案 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.3 沉积物的理化分析 |
| 2.3.1 粒径分布、TOC等指标测定 |
| 2.3.2 重金属的分析方法 |
| 2.3.3 多环芳烃的分析方法 |
| 2.4 结果 |
| 第三章 全沉积物的小球藻急性毒性研究 |
| 3.1 材料和试剂 |
| 3.2 实验生物 |
| 3.3 实验设计 |
| 3.3.1 藻密度-吸光度曲线绘制 |
| 3.3.2 沉积物固定化程序优化 |
| 3.3.3 固定化程序对沉积物的化学物质释放效率影响 |
| 3.3.4 固定化沉积物和固定藻球毒性测试方法敏感性对比 |
| 3.3.5 神童浜全沉积物毒性试验和毒性识别鉴定 |
| 3.3.6 统计分析 |
| 3.4 结果 |
| 3.4.1 固定化沉积物直接、间接固定的优化 |
| 3.4.2 固定程序对沉积物的污染物释放效果的影响 |
| 3.4.3 固定化沉积物和固定藻球的敏感性比较-加标沉积物毒性试验 |
| 3.4.4 神童浜全沉积物治理前后毒性比较和毒性识别鉴定 |
| 3.5 讨论 |
| 3.5.1 固定化沉积物的稳定性及其对藻类生长的影响 |
| 3.5.2 固定化沉积物对加标污染物的释放 |
| 3.5.3 固定化沉积物和固定藻球方法的毒性效应的灵敏性比较 |
| 3.5.4 治理前后神童浜沉积物对小球藻毒性变化和毒性识别鉴定 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 全沉积物的大型溞急性毒性研究 |
| 4.1 试剂 |
| 4.2 实验生物 |
| 4.3 实验设计 |
| 4.3.1 加标沉积物的大型溞毒性试验和复溶水毒性试验的敏感性比较 |
| 4.3.2 神童浜全沉积物的大型溞毒性实验 |
| 4.3.3 统计分析 |
| 4.4 结果 |
| 4.4.1 复溶水和固定化沉积物毒性灵敏性比较 |
| 4.4.2 治理前后神童浜沉积物对大型溞毒性变化 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间主要研究成果 |
（7）微藻富集重金属的机制及在环境修复中的应用综述（论文提纲范文）
| 1 微藻吸附重金属的机制 |
| 1.1 微藻细胞细胞壁在重金属吸附中的作用 |
| 1.2 依赖于细胞代谢的重金属吸附过程 |
| 1.2.1 胞外聚合物的作用 |
| 1.2.2 胞内金属络合物的富集作用 |
| 2 影响微藻对重金属富集的因素 |
| 2.1 生物因素 |
| 2.1.1 藻的生活状态 |
| 2.1.2 不同种类的差异 |
| 2.1.3 生物量浓度对吸附效果的影响 |
| 2.2 非生物因素 |
| 2.2.1 金属离子的浓度和状态对藻类吸附的影响 |
| 2.2.2 pH值 |
| 2.2.3 温度 |
| 2.2.4 接触时间 |
| 2.2.5 光照 |
| 2.2.6 其他因素 |
| 3 微藻在重金属污染环境修复中的运用 |
| 3.1 微藻在重金属污染水体修复中的研究 |
| 3.2 微藻在重金属污染土壤中修复的研究 |
| 4 结论及展望 |
（8）固定化菌藻共生系统处理牛粪厌氧消化液（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 厌氧消化液处排放现状 |
| 1.1.1 厌氧消化液来源与危害 |
| 1.1.2 厌氧消化液水质特征 |
| 1.1.3 处理厌氧消化液废水的必要性 |
| 1.2 厌氧消化液废水处理工艺现状 |
| 1.2.1 还田利用模式 |
| 1.2.2 自然生态生物处理方法 |
| 1.2.3 好氧工艺处理厌氧消化液 |
| 1.2.4 物理化学方法 |
| 1.3 菌藻共生系统处理ADE研究进展 |
| 1.3.1 微藻种类 |
| 1.3.2 微藻形态 |
| 1.3.3 菌藻共生系统处理ADE优势与不足 |
| 1.4 固定化微藻技术 |
| 1.4.1 吸附法 |
| 1.4.2 交联法 |
| 1.4.3 包埋法 |
| 1.4.4 固定化微藻技术处理废水应用前景 |
| 1.5 研究目的及主要内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 主要研究内容和技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验用水 |
| 2.1.2 微藻藻种 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 悬浮态和固定化微藻制备方法 |
| 2.3.2 微藻细胞生物质能源积累指标 |
| 2.3.3 常规水质指标分析 |
| 2.3.4 三维荧光光谱-平行因子分析 |
| 2.3.5 磺胺甲恶唑检测及降解产物分析方法 |
| 2.3.6 扫描电镜 |
| 2.3.7 群落结构组成分析 |
| 第3章 菌藻共生系统处理牛粪厌氧消化液 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 菌藻共生系统对微藻生物质转化的影响 |
| 3.2.1 微藻生物量积累 |
| 3.2.2 微藻生物化学组成 |
| 3.2.3 微藻油脂产率 |
| 3.2.4 脂肪酸组成分析 |
| 3.3 菌藻共生系统对微藻和细菌生长的影响 |
| 3.3.1 微藻细胞完整性分析 |
| 3.3.2 细菌和微藻细胞形貌观察 |
| 3.4 菌藻共生系统对牛粪厌氧消化液中污染物去除效能 |
| 3.4.1 营养盐去除效能分析 |
| 3.4.2 有机物去除效能分析 |
| 3.4.3 三维荧光光谱解析运行一个周期内有机物变化 |
| 3.5 微生物群落结构变化分析 |
| 3.5.1 菌藻共生系统内细菌多样性指数变化 |
| 3.5.2 菌藻共生系统对细菌群落结构组成变化的影响 |
| 3.5.3 菌藻共生系统对微藻群落结构组成变化的影响 |
| 3.6 菌藻共生系统处理ADE污染物转化机制 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 固定化菌藻共生系统强化处理ADE |
| 4.1 引言 |
| 4.2 固定化菌藻共生系统强化微藻生物质转化 |
| 4.2.1 微藻叶绿素a和MLSS积累 |
| 4.2.2 微藻生物化学组成 |
| 4.2.3 微藻油脂产率 |
| 4.2.4 脂肪酸组成 |
| 4.3 固定化菌藻共生系统强化对ADE中污染物处理效能 |
| 4.3.1 ADE内污染物去除效能分析 |
| 4.3.2 三维荧光光谱-平行因子分析有机物降解 |
| 4.4 固定化菌藻共生系统下微生物群落结构变化 |
| 4.4.1 细菌群落结构多样性分析 |
| 4.4.2 稀释曲线变化 |
| 4.4.3 韦恩图差异性分析 |
| 4.4.4 主成分分析结构分析 |
| 4.4.5 固定化菌藻共生系统下细菌微生物群落结构变化 |
| 4.5 固定化菌藻共生系统下微藻群落结构组成变化 |
| 4.5.1 稀释曲线变化影响 |
| 4.5.2 韦恩图差异性分析 |
| 4.5.3 主成分分析结构变化 |
| 4.5.4 固定化菌藻共生系统下微藻群落结构组成变化 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 固定化菌藻共生系统对磺胺甲恶唑去除效能及降解机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 固定化菌藻共生系统降解污染物效能 |
| 5.2.1 SMX去除效能 |
| 5.2.2 SMX对 ADE内污染物去除效能的影响 |
| 5.3 SMX对微藻和细菌生长的影响 |
| 5.3.1 SMX对微藻细胞完整性的影响 |
| 5.3.2 SMX对微藻叶绿素a积累的影响 |
| 5.3.3 SMX对 MLSS积累的影响 |
| 5.3.4 SMX对微藻和细菌形貌的影响 |
| 5.4 SMX对细菌微生物群落结构转变的影响 |
| 5.4.1 SMX对细菌群落结构多样性的影响 |
| 5.4.2 稀释曲线变化 |
| 5.4.3 韦恩图组成分析 |
| 5.4.4 主成分分析差异性分析 |
| 5.4.5 SMX对细菌群落结构的影响 |
| 5.5 SMX对微藻群落结构转变的影响 |
| 5.5.1 SMX对微藻多样性的影响 |
| 5.5.2 SMX对微藻群落结构的影响 |
| 5.6 SMX降解路径和机制分析 |
| 5.6.1 SMX降解路径 |
| 5.6.2 SMX降解机制 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（9）纳米银（AgNPs）对小球藻除磷效率的影响及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 水体中磷的污染现状与含磷污水处理方法 |
| 1.1.1 水体中磷的污染现状 |
| 1.1.2 含磷污水的处理方法 |
| 1.2 藻类在含磷污水处理中的应用与影响因素 |
| 1.2.1 藻类的基本性质 |
| 1.2.2 藻类在含磷污水处理中的应用 |
| 1.2.3 藻类在含磷污水处理中的影响因素 |
| 1.3 AgNPs及其环境行为与生物效应 |
| 1.3.1 AgNPs的性质与应用 |
| 1.3.2 AgNPs的环境行为与生物效应 |
| 1.3.3 AgNPs的藻类生物效应 |
| 1.4 本论文研究内容与思路 |
| 第2章 AgNPs对小球藻的毒性效应 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.2 AgNPs的表征 |
| 2.1.3 小球藻的培养 |
| 2.1.4 小球藻生物量的测定 |
| 2.1.5 叶绿素自发荧光的测定 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 AgNPs的理化性质 |
| 2.2.2 AgNPs对小球藻的EC_(50) |
| 2.2.3 AgNPs对小球藻叶绿素自发荧光的影响 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 AgNPs对小球藻除磷效率的影响 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.2 小球藻的培养 |
| 3.1.3 小球藻生物量的测定 |
| 3.1.4 叶绿素含量的测定 |
| 3.1.5 叶绿素荧光参数的测定 |
| 3.1.6 正磷酸盐浓度的测定 |
| 3.1.7 总磷浓度的测定 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 高磷条件下Ag NPs对小球藻生长的影响 |
| 3.2.2 高磷条件下Ag NPs对小球藻光合作用的影响 |
| 3.2.3 AgNPs对小球藻除磷效率的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 AgNPs对小球藻除磷机制的影响 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.2 小球藻的培养 |
| 4.1.3 pH的测定 |
| 4.1.4 总磷浓度的测定 |
| 4.1.5 藻细胞总磷浓度测定 |
| 4.1.6 藻细胞磷酸腺苷含量测定 |
| 4.1.7 小球藻吸附剂的制备 |
| 4.1.8 小球藻吸附剂的3D-EEM图谱测定 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 AgNPs对非生物沉淀除磷的影响 |
| 4.2.2 AgNPs对小球藻生物同化除磷的影响 |
| 4.2.3 AgNPs对小球藻表面吸附除磷的影响 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 研究结论、创新点及展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.1.1 AgNPs对小球藻的毒性效应 |
| 5.1.2 AgNPs对小球藻除磷效率的影响 |
| 5.1.3 AgNPs对小球藻除磷机制的影响 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间完成的学术论文和参与的研究项目 |
（10）微藻对高硫酸盐及重金属模拟废水的处理与机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 黄金冶炼行业概述 |
| 1.2 黄金冶炼废水的特点 |
| 1.3 冶炼区域废水处理技术 |
| 1.3.1 废水除硫技术研究进展 |
| 1.3.2 废水中重金属的去除研究进展 |
| 1.4 微藻进行废水处理的优势及研究进展 |
| 1.4.1 微藻对水体中有机物的去除 |
| 1.4.2 微藻对水体中氮磷污染物的去除 |
| 1.4.3 微藻对水体中重金属的去除 |
| 1.4.4 微藻对水体中硫的去除 |
| 1.4.5 影响微藻废水处理效果的因素 |
| 1.5 微藻培养及废水处理反应器类型 |
| 1.5.1 开放式跑道池微藻培养体系 |
| 1.5.2 封闭式光生物反应器培养体系 |
| 1.5.3 微藻固定化培养体系 |
| 1.6 微藻生物膜反应器及其应用 |
| 1.7 本论文的研究目的意义和内容 |
| 第2章 微藻在高含硫酸盐废水中的耐受性及去污效能 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 藻种、培养基及模拟废水 |
| 2.2.2 主要试剂及仪器 |
| 2.2.3 混合微藻在高浓度硫化物废水和硫酸盐废水中的耐受性测定培养 |
| 2.2.4 混合微藻在高浓度硫酸盐废水中的培养情况 |
| 2.2.5 废水中微藻的生长及污染物去除效果的测定 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 不同硫形态对混合微藻生长的影响 |
| 2.3.2 不同pH值及不同浓度硫酸盐对混合微藻生长及污染物去除的影响 |
| 2.3.3 不同HRT及不同浓度硫酸盐对混合微藻生长及污染物去除的影响 |
| 2.4 结论 |
| 第3章 微藻生物膜对酸性废水中硫酸盐的去除效果 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 藻种、培养基及模拟废水 |
| 3.2.2 主要试剂及仪器 |
| 3.2.3 悬浮微藻在酸性高含硫酸盐废水中的生长及污染物去除 |
| 3.2.4 微藻生物膜的培养及RAB反应器的运行 |
| 3.2.5 酸性高含硫酸盐废水中微藻生物膜的生长及污染物去除测定 |
| 3.2.6 微藻生物膜微生物群落变化测定 |
| 3.2.7 数据处理及统计方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 悬浮微藻在废水体系中的生长及污染物去除情况 |
| 3.3.2 微藻生物膜在废水体系中的生长及污染物去除情况 |
| 3.3.3 微藻生物膜在废水体系中的生长及污染物去除机理研究 |
| 3.4 结论 |
| 第4章 微藻对废水中复合重金属的去除机制 |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 微藻藻种来源 |
| 4.2.2 金属吸收实验 |
| 4.2.3 成分测定及分析 |
| 4.2.4 统计分析 |
| 4.2.5 金属吸附模型 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 微藻生物量对液体中重金属的去除和吸附的动力学研究 |
| 4.3.2 平衡态下微藻生物量对重金属的吸附 |
| 4.3.3 重金属的吸附等温线模型 |
| 4.3.4 微藻生物膜和悬浮微藻中EPS成分的对比 |
| 4.3.5 微藻生物量的红外光谱(FTIR)表征 |
| 4.3.6 微藻生物量的XPS表征 |
| 4.4 结论 |
| 第5章 微藻对镍的耐受性及其去除机制 |
| 5.1 研究背景 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 微藻藻种来源 |
| 5.2.2 镍吸收实验 |
| 5.2.3 镍浓度的测定及细胞活性的检测 |
| 5.2.4 等温线模型 |
| 5.2.5 统计分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 镍浓度对悬浮微藻及微藻生物膜生长的影响 |
| 5.3.2 不同镍浓度下的微藻细胞活性分析 |
| 5.3.3 悬浮微藻及微藻生物膜对镍的去除效果评价 |
| 5.3.4 镍在微藻生物量内的累积及分布研究 |
| 5.3.5 镍的等温吸附模型 |
| 5.4 结论 |
| 第6章 微藻生物膜反应器对模拟冶炼废水处理的综合效能 |
| 6.1 研究背景 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 藻种、培养基及培养条件 |
| 6.2.2 水体中硫酸根、镍浓度及生物量中硫、镍含量的测定 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 批培养模式下微藻生物膜对不同类型模拟废水的处理 |
| 6.3.2 连续培养模式下微藻生物膜对模拟复合废水的研究 |
| 6.4 结论 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
四、固定化藻细胞对水中Cu(Ⅱ)的吸附研究（论文参考文献）
- [1]几种藻类及其改性生物炭材料对水中Pb2+、Zn2+的吸附特性研究[D]. 刘玮罡. 中南林业科技大学, 2021(01)
- [2]莱茵衣藻富集镉的机理及在污水处理中的应用[D]. 余飞. 武汉科技大学, 2021(01)
- [3]一株胶网藻及底泥微生物对壬基酚的毒性响应及去除机制研究[D]. 成琪璐. 浙江大学, 2021(01)
- [4]玫瑰精油提取后废渣液的生物处置及资源回收[D]. 宁海军. 兰州交通大学, 2021(02)
- [5]稀土元素铈对蛋白核小球藻处理生活污水效能的影响研究[D]. 杨慧丽. 哈尔滨工业大学, 2020(01)
- [6]研究生物毒性在黑臭水体评价中的应用 ——以神童浜沉积物为例[D]. 裴舟韬. 东南大学, 2020
- [7]微藻富集重金属的机制及在环境修复中的应用综述[J]. 杨荧,刘莉文,李建宏. 江苏农业科学, 2019(21)
- [8]固定化菌藻共生系统处理牛粪厌氧消化液[D]. 谢冰涵. 哈尔滨工业大学, 2019(01)
- [9]纳米银（AgNPs）对小球藻除磷效率的影响及机制[D]. 周敏. 湘潭大学, 2019(02)
- [10]微藻对高硫酸盐及重金属模拟废水的处理与机理研究[D]. 周浩媛. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2019(01)