一、海水胶体与PO_4~(3-)、Cu~(2+)的作用及对微藻生长影响（论文文献综述）
董又铭[1]（2021）在《微塑料对环境中砷生物有效性的影响机制》文中研究说明微塑料因自然降解速度缓慢,易在土壤中累积、迁移,并可作为污染物的载体,对生物安全产生威胁,已受到社会的高度关注;其污染已成为生态和环境科学领域的热点和难点。在我国,农田土壤重金属（如砷（Arsenic,As））污染面积大、范围广,易与微塑料共存而产生复合污染。因此,亟需厘清微塑料和砷复合污染下,生物（如植物、单细胞生物）对微塑料和砷的摄取及对其毒性响应机制。据此,通过批量吸附实验,胡萝卜、莱茵衣藻和水稻幼苗水培实验,盆栽试验和砷挥发实验,研究聚苯乙烯（Polystyrene microplastic,PSMP）、聚四氟乙烯（Poly tetra fluoroethylene,PTFE）微塑料和As（Ⅲ）的相互作用及机制,探讨微塑料存在下,砷污染对植物和微藻的影响,明晰微塑料存在下,砷对水稻生物有效性和产量的影响机制。研究结果如下:（1）PSMP和PTFE对As（III）的最大吸附量约为1 mg·g-1,且随着微塑料粒径的增加,As（III）的吸附量减少。p H值升高以及溶液中NO3?和PO43-的浓度增加均会抑制PSMP和PTFE吸附As（III）。静电力和非共价相互作用是As（III）在PSMP和PTFE上吸附的关键机制。PSMP和PTFE吸附As（III）是一个放热过程,随着温度升高,氢键受到破坏,不利于吸附进行,PSMP表面静电势为正的区域要高于PTFE,因此PSMP对As（III）的吸附要高于PTFE。腐殖酸含有大量的含氧官能团可以与微塑料形成π络合物,提升了微塑料的亲水能力,明显增加微塑料吸附砷的速率和吸附量。（2）大粒径（5μm）PSMP不能进入细胞,但是可以引起细胞质壁分离;小粒径（100 nm）PSMP可以进入细胞,通过色散力与膜上的磷脂结构相互作用,影响细胞膜的功能,从而抑制莱茵衣藻对As（III）的吸收。因此,小粒径PSMP对莱茵衣藻吸收As（III）速率的抑制高于大粒径PSMP。PSMP和As（III）可以引起细胞内“氧化爆发”,增加超氧化物歧化酶（Superoxide dismutase,SOD）和过氧化氢酶（Catalase,CAT）的活性,然后引发细胞膜脂质过氧化,破坏了叶绿体结构,抑制了莱茵衣藻的光合作用和生长。在PSMP和As（III）的复合污染中,大粒径PSMP可以吸附As（III）,减轻As（III）对莱茵衣藻的影响。小粒径PSMP可能是由于纳米毒性,反而增加了As（III）对莱茵衣藻的毒性。（3）微塑料会降低胡萝卜的品质,并抑制胡萝卜吸收As,降低砷对胡萝卜生长的影响。生长介质中的As（V）会增加PSMP表面的负电荷,使细胞壁扭曲变形,功能衰退,导致更多的微塑料进入胡萝卜根系及进入细胞。当微塑料进入胡萝卜的可食用部分时,胡萝卜组织内发生氧化应激反应,果胶甲基酯酶活性受到抑制,脆性缺失且品质降低。微塑料和砷还通过抑制胡萝卜的光合能力和根系活力导致其生物量降低。（4）PSMP和PTFE通过直接吸附砷以及降低水稻根系活性抑制水稻对砷的吸收。As（III）引发水稻幼苗的“氧化爆发”,破坏抗氧化酶的结构导致活性氧（Reactive oxygen species,ROS）积累,损害水稻的叶绿体,光系统Ⅱ（PhotosystemⅡ,PSII）反应中心和核酮糖-1,5-二磷酸羧化酶（Ribulose-1,5-bisphosphate carboxylase/oxygenase,Ru Bis CO）活性,从而抑制水稻的光合作用和生物量积累;PSMP和PTFE对根系造成机械损伤,产生大量ROS,抑制水稻根系活力和蒸腾作用,降低植物吸收养分和水分的能力,从而降低水稻光合能力和生物量积累。与对照相比,0.2 g·L-1的PSMP和PTFE使水稻幼苗根（叶）生物量降低21.4%（10.2%）和25.4%（11.8%）,4 mg·L-1的As（III）使水稻幼苗根（叶）生物量降低26.2%（16.2%）。0.04和0.1 g·L-1 PSMP和PTFE可以降低As（III）对水稻的毒性,而0.2 g·L-1 PSMP和PTFE增加了As（III）对水稻的毒性。（5）土壤中PSMP和PTFE降低了水稻组织中的砷含量以及水稻籽粒中甲基砷的占比,抑制籽粒中As（V）-As（III）-一甲基砷（Monomethylated arsenic,MMA）-二甲基砷（Dimethyl arsenate,DMA）代谢途径以及非共生血红蛋白功能。水稻根表铁锰膜含量随土壤砷污染水平增加而升高,PSMP和PTFE降低了根表铁锰膜的含量和根系活力。PSMP和PTFE还降低了土壤p H和有效砷含量,增加了土壤耐砷细菌（δ变形细菌和α变形细菌）的相对丰度,降低土壤有机质、有效磷和有效氮的含量,降低了土壤的固氮能力和营养指数。因此,PSMP和PTFE可以通过影响土壤养分、水稻吸收和非共生血红蛋白功能,直接或间接地抑制水稻生物量和产量。（6）添加PSMP后,砷挥发量在第四周达到最大。添加0.8%的小粒径PSMP会促进砷挥发,添加0.8%的大粒径PSMP仅会增加砷浓度为25.9 mg·kg-1的土壤中砷挥发。PSMP通过吸附土壤中的砷导致水溶态砷减少以及吸附态砷增加。PSMP对土壤过氧化物酶（Peroxidase,POD）酶活性没有明显影响,但增加了土壤CAT和脲酶（Urease,UE）的酶活性。变形杆菌和厚壁菌门的丰度与砷挥发的趋势相反,拟杆菌门的丰度和砷甲基转移酶基因表达量与砷挥发的趋势相似。微塑料促进土壤砷挥发的机制:1)影响土壤中变形菌、厚壁菌门、拟杆菌门细菌的丰度,从而促进拟杆菌中转砷甲基转移酶基因的表达;2)PSMP通过减少土壤养分和土壤中水溶态砷的比例来增加As的挥发。微塑料可以通过与砷发生直接或间接作用,促进土壤砷挥发,抑制植物对砷的吸收;微塑料和砷通过引发植物内的“氧化爆发”引发生理毒性并抑制植物生长,大粒径微塑料（>10μm）会抑制As对植物的影响,但是由于微塑料自身对植物的毒性,在浓度高(>0.2 g·L-1)以及粒径小（<200 nm）时,其会增加砷对植物的毒性并抑制植物内砷的代谢。
张璠[2]（2020）在《新月柱鞘藻对模拟近海环境中酞酸二丁酯迁移转化行为的影响》文中研究说明底栖微藻生长在水—沉积物的交界面,是近海生态系统主要初级生产者,在近海生态系统物质循环和能量流动中占有极其重要的地位。但是,底栖微藻在何种程度上影响着有机污染物的环境行为,目前尚不清楚。此外,营养盐是近海环境主要污染要素;各种环境颗粒物也在近海环境中广泛分布并不断累积。这些可能会影响底栖微藻的生长,从而改变有机污染物在近海环境中的归趋。因此,本论文以典型增塑剂酞酸二丁酯（DBP）为目标污染物,常见的近海底栖硅藻—新月柱鞘藻（Cylindrotheca closterium）为受试藻种,研究新月柱鞘藻对模拟近海环境中DBP迁移转化行为的影响,探明影响DBP归趋的主导过程;考察不同营养条件以及不同环境颗粒物对新月柱鞘藻生长的影响,进而对沉积物中微生物群落结构和DBP降解的影响,探讨影响机制。研究成果对于揭示底栖微藻对有机污染物在近海环境中迁移转化的影响十分重要。本论文取得的主要研究成果如下:（1）建立了模拟上覆水—新月柱鞘藻—沉积物的微宇宙（有藻组）和无藻对照微宇宙（无藻组）,并向系统内持续输入浓度约为2 mg/L的DBP溶液。实验期间（～192 h）,有藻组水和沉积物中DBP浓度始终低于无藻组,平均降幅分别为29.1%和41.9%;有藻组中DBP去除率为输入总量的83.0%,较无藻组（74.4%）提高了8.6%,说明接种新月柱鞘藻能够加速外源DBP的降解。16s r DNA结果显示,新月柱鞘藻（相对丰度达到54.4%）是沉积物中相对丰度最高的DBP降解微生物（远高于优势DBP降解菌）,进一步说明新月柱鞘藻可能是加速系统中DBP降解的主要原因。（2）建立了上覆水—沉积物的Ⅳ级非稳态和Ⅲ级稳态多介质逸度模型,并用模拟近海微宇宙数据进行了拟合。结果显示,除初始数据点有偏差外,预测值与实测值拟合度较好。系统达稳态时,DBP主要分布在水相。无藻组水相DBP微生物降解对系统DBP消减贡献最大,而有藻组沉积物相DBP微生物降解贡献大于水相。相比无藻组,新月柱鞘藻的存在使微宇宙中DBP降解通量增加了25.6%,同时DBP的残留总量下降了38.5%。这是因为新月柱鞘藻使DBP由水相向沉积物相迁移的净通量增加了7.3倍。其驱动力是新月柱鞘藻使沉积物相DBP降解速率常数提高了73%。说明新月柱鞘藻可通过增强沉积物相中DBP降解速率,驱动DBP从水相向沉积物相迁移,进而降低系统中DBP残留。（3）向上覆水添加不同种类（硝酸盐、磷酸盐和硅酸盐）和浓度的营养盐（0.35～2.80 mg氮/L、0.02～0.12 mg磷/L和0.08～5.60 mg硅/L）,研究了不同营养条件下新月柱鞘藻对染毒沉积物（DBP浓度约为12 mg/kg）中DBP降解的影响。结果显示,新月柱鞘藻优先利用上覆水中营养盐,其生物量（以叶绿素a含量计）对氮元素浓度的变化更敏感。添加营养盐对有藻组沉积物中菌群结构影响较大,但是对无藻组菌群结构影响较小。与无藻组相比,接种新月柱鞘藻可使沉积物中DBP降解率提高8.5～18.9%,并且降解率增幅与新月柱鞘藻的生物量呈显着正相关（r=0.794,p=0.000,n=51）。这些结果说明,上覆水中的营养盐可以通过影响新月柱鞘藻的生长进而强化沉积物中DBP降解。（4）向沉积物添加不同种类和用量的环境颗粒物,研究了环境颗粒物存在时新月柱鞘藻对染毒沉积物（DBP浓度约为9 mg/kg）中DBP降解的影响。环境颗粒物包括400°C热解的小麦秸秆生物炭（BC400）、多壁碳纳米管（MWNT）、聚乙烯微塑料（PE）和单质纳米铁（n ZVI）;添加量为0.2%和2%（w/w）。结果显示,向无藻组沉积物添加颗粒物会抑制DBP降解（抑制幅度高达15.7%;0.2%n ZVI添加组除外,提高1.7%）,并且抑制幅度总体上随颗粒物吸附DBP的能力以及颗粒物添加量的增大而增大。有藻组中不同种类颗粒物对藻生长影响差异显着,其中MWNT使新月柱鞘藻生物量下降86.4～98.9%,PE和n ZVI分别使新月柱鞘藻生物量提高13.0～15.9%和6.7～20.7%,而BC400对新月柱鞘藻的生长没有显着影响（p>0.05）。有藻组中,接种新月柱鞘藻会增加沉积物中DBP降解率（提高了0.0～11.3%）,其增幅总体上随叶绿素a含量的增加而增加,但是随着环境颗粒物添加浓度的增加而下降。上述研究结果说明,环境颗粒物可以影响新月柱鞘藻的生物量并通过吸附影响DBP的生物可利用性,进而影响沉积物中DBP的降解。
卢玉曦[3]（2020）在《山东半岛近海及河口区胶体物质的地球化学特征及环境指示意义》文中进行了进一步梳理本研究以天然水体中胶体态痕量金属的分离富集检测研究为切入点,系统分析了山东半岛近岸及河口区内多种胶体态痕量金属的含量、分布,初步得到了北黄海近岸海域、烟台市城市河流系统、黄河口以及牟平海洋牧场水域的一般特征,并结合其他环境因素（如有机质、颗粒物及盐度等）的相关性研究,分析了颗粒物浓度、有机质浓度及形态、盐度等因素对痕量元素在水体中迁移的影响。由此获得了一系列新结果及认识:（1）建立了两种分离检测天然水体中胶体态痕量金属的方法,并成功应用于实际样品的检测。首先,建立了基于切向超滤法（CFUF）和液液萃取法分离富集检测水体中胶体态（1 k Da～0.22μm）痕量金属的方法。该方法的检出限为:Cu 1.18 pmol L-1;Cd 0.68 pmol L-1;Pb 0.13 pmol L-1。方法对三种金属有较好的回收率,富集倍数为40,该方法已成功应用于北黄海实际样品中胶体态Cu、Cd和Pb的分离检测。其次,建立了一种结合离心超滤法（CUF）、酸萃取和ICP-MS分离测定水体中胶体态Cd、Cu和Pb的方法。通过调节离心时间和离心力,可以在70 min内有效分离水样中不同分子量的胶体态Cu、Cd和Pb。此外,方法检出限低,为0.005～0.131 nmol L-1,回收率为85.3%～100.8%。此外还进行了膜校准实验。（2）本研究选用1、3和10 k Da三种规格的再生纤维素膜CFUF装置对北黄海近岸海水样品进行尺寸分级后,然后结合液液萃取、ICP-MS对其中的痕量元素进行了富集并检测。结果表明,北黄海两近岸点海水中胶体态（1 k Da～0.22μm）Cd浓度分别为0.098和0.037 nmol L-1,胶体Cu浓度分别5.35和5.19 nmol L-1,胶体Pb浓度分别为2.75和8.20 nmol L-1,三种金属的胶体态约占总溶解态的30.9%～50.8%。此外,1～10 k Da分子量区间的胶体部分可能是该地沿海生态系统中Cd、Cu和Pb迁移过程的关键部分,也可能是影响痕量金属在各个分子量区间中迁移的主要因素。另外,总溶解浓度的变化不一定影响<1 k Da真溶解态以及1～3 k Da、3～10 k Da和10 k Da～0.22μm三种胶体分级浓度的变化。烟台市城市河流系统6个站位中,<1 k Da Cd、Cu和Pb占各自总溶解态的58.1%～90.2%,胶体Cd浓度为0.02～0.05 nmol L-1,胶体Cu浓度为0.24～6.88nmol L-1,胶体Pb浓度为0.23～1.11 nmol L-1。Cd和Pb更可能与10 k Da～0.22μm分级的胶体结合,而Cu更可能与1～3 k Da低分子量胶体有关。溶解态Cd在低盐区的添加行为涉及Cl络合物的形成以及颗粒物的解吸或降解,并且这种添加行为在冬季更为明显,并且与1～10 k Da胶体的行为密切相关。逛荡河口1～10k Da Cd的去除行为则可以归因于胶体的凝结/絮凝。Cu在逛荡河口的去除行为可能是强Cu配体的减少和胶体的凝结/絮凝,而辛安河口的添加行为可能与沉积物中强Cu配体的引入有关。Pb在两个河口的去除行为可能受到Fe氧化物的凝结/絮凝作用的显着控制。（3）对牟平海洋牧场海域中痕量元素的生物地球化学行为进行表征,考察了人类活动影响区域各环境因素对痕量金属在水体中迁移的综合影响。采用建立的CUF法研究了该区域表层水中7种痕量元素,并对溶解相的五个分级,即<1 k Da真溶解态以及1～3 k Da、3～10 k Da、10～100 k Da和100 k Da～0.7μm四个胶体态分级与各个环境参数之间的相关性进行了研究。结果表明,7种胶体态目标元素在9月主要以100 k Da～0.7μm大分子为主,11月目标区域内胶体态Cu、Cd和Pb仍以100 k Da～0.7μm大分子为主,胶体Ca和Mn主要为10～100 k Da,Al和Fe则主要为1～3 k Da。从目标元素与各环境因子的相关性来看,Al、Ca、Mn、Fe、Cu、Cd、Pb在不同分级与不同种类的营养盐的相关性之间出现了显着性差异。9月水体温度较11月偏高,浮游植物的快速生长繁殖引起的营养盐浓度降低使其与Fe、Mn等生物易利用金属呈显着性相关。11月气温降低不利于浮游植物的生长及大量繁殖,以及由此引起的低生物量以及有机质对胶体配体的贡献程度减小,引起了胶体态金属比例的整体降低。此外,Cd、Pb等亲有机金属在研究区域与无机因素（如Si、P等）也显示出显着性相关,表明其来源并非单一的有机来源,风浪及洋流引起的沉积物再悬浮所释放的无机配体也可能影响其空间及尺寸分布。（4）采用建立的CUF法研究了黄河口表层水中7种痕量元素,并对溶解相的四个分级,即<1 k Da真溶解态以及1～3 k Da、3～10 k Da和10 k Da～0.7μm三个胶体态分级与颗粒物、有机质等环境参数之间的相关性进行了研究。Al、Mn、Fe、Cu、Cd和Pb与10 k Da～0.7μm尺寸分级的胶体相关,而溶解态Ca在丰水期与3～10 k Da尺寸分级的胶体有关,在枯水期则与10 k Da～0.7μm的胶体相关。枯水期胶体Cu、Cd和Pb的来源主要可能为陆源输入;胶体Ca的浓度在两个季节中均与悬浮颗粒物（SPM）浓度呈显着负相关,表明胶体Ca的主要来源可能来自颗粒物表面的解析;胶体态Pb在四个溶解态分级中的迁移主要受水体溶解有机物的影响,而颗粒物对胶体态Ca的影响更大。
王席席[4]（2020）在《紫外催化改性纳米TiO2对压载水中微生物的灭活效果与机制》文中提出压载水携带了大量有害生物,并在世界各地不同水体间传播,对海洋环境安全和人类健康构成极大威胁。紫外作为一种有效的压载水处理手段,具有高效、不产生二次污染、对舱体不产生腐蚀等优点,但是在水体的浊度比较高的情况下,单独的紫外辐射会大大降低灭活效果,为了弥补这些缺陷,制备了改性纳米TiO2光催化剂,利用紫外与改性纳米TiO2复合工艺处理压载水中典型细菌和微藻,并对影响光催化效果的因素和灭活机理进行研究,为寻求一种高效的压载水消毒工艺提供了理论依据。首先制备了Cu-TiO2、N-TiO2和Cu/N-TiO2纳米光催化剂并进行表征,以大肠杆菌为灭活靶研究改性光催化剂的灭活性能,然后利用响应曲面法对影响负载型光催化剂活性的涂膜次数、热处理温度和热处理时间进行优化。结果表明,改性后纳米光催化剂的表面形貌、粒径和灭菌效果均得到改善。掺杂Cu和N均能够提高催化剂的光催化活性,Cu/N-TiO2双掺杂效果高于Cu-TiO2和N-TiO2,20 s时对数灭菌率分别在Cu-TiO2和N-TiO2基础上提高了0.98 log和1.42 log,使用优化后的条件以不锈钢纤维毡为载体制备出高活性负载型Cu/N-TiO2光催化剂,为压载水处理系统的建立提供了基础。建立了UV/Cu-N-TiO2船舶压载水处理系统,以压载水中的典型细菌和微藻为灭活靶,研究了系统对压载水中微生物的灭活效果和灭活机理。结果表明,UV/Cu-N-TiO2船舶压载水处理系统的灭菌和灭藻效果与UV和UV/TiO2相比均得到显着提升,达到相同的灭活效果的处理时间比单独紫外条件下至少缩短了8 s。其中UVC/UVA/Cu-N-TiO2系统的灭菌效果最好,20 s时大肠杆菌、杜氏盐藻、微小原甲藻和三角褐指藻的对数灭活率分别达到5.48 log、2.12 log、0.71 log和0.89 log,细胞的脂质过氧化物（MDA）含量增多,超氧化物歧化酶（SOD）活性迅速下降,微藻的叶绿素a被迅速降解,因此UV/Cu-N-TiO2系统具有良好的压载水消毒效果,具有较大的实际运用价值和前景。
陈星宇[5]（2019）在《藻菌共培养体系处理污水及产油耦合的初步研究》文中指出随着经济社会的不断发展以及资源能源短缺问题的日渐凸显,微藻生物技术在污水处理的可持续发展中发挥着越来越重要的作用。利用藻类能够吸收利用污水中的营养物质并将其转化为高附加值产品的特点,将微藻污水处理技术与生物柴油生产相结合,可以在实现污水资源循环利用的同时降低微藻的培养成本。但是在该技术的大规模推广运用过程中,保证系统的完全无菌是极其困难的,而某些细菌的存在被证实能够强化微藻在生物质积累和油脂生产等方面的优势。因此,本研究利用污水培养微藻并构建藻菌共培养体系,深入探究藻菌之间的相互作用关系,筛选脱氮除磷效率高、油脂产量大的藻菌组合,为进一步构建和推广稳定高效的藻菌共生体系提供理论依据。文献计量分析结果表明将藻菌污水处理与生物质能源生产相耦合的模式确实是目前该领域的研究热点与前沿趋势。分别构建微藻-恶臭假单胞菌和微藻-地衣芽孢杆菌共培养体系,结果表明在藻菌接种干重比为5:1的情况下,Scenedesmus sp.336+Pseudomonas putida体系的综合表现最佳,该体系所获得的总生物质干重达到910.33 mg/L,总脂含量为25.51%,对NH4+-N和COD的去除率分别达到98.65%和98.06%并能够实现对NO3--N、PO43--P的完全去除,且以上所有效果均显着优于微藻纯培养体系。此外,以藻菌接种干重比1:1构建微藻-活性污泥共培养体系,考察不同体系对人工市政污水的净化效果以及微藻油脂的积累情况,结果显示藻菌共生体系比纯藻体系更具优势。培养7天后,Scenedesmus sp.336+AS共生体系所获得的油脂产率最高（18.90 mg/L/d）,系统中的NO3--N和COD能够被完全消耗,并且该体系对PO43--P和NH4+-N的去除率分别为99.82%和87.13%。通过测定总超氧化物歧化酶（SOD）活性,证明了氧化应激与微藻脂质积累之间的关系。将各体系中吲哚-3-乙酸（IAA）含量的检测结果与微生物群落结构与多样性分析结果相结合可知,一些优势植物促生菌确实能够分泌植物激素以增强藻类和细菌的相互作用,而活性污泥中存在的能够与微藻共存的反硝化细菌也提高了共培养体系对废水的处理效率。
赵远[6]（2019）在《阳离子聚合物包覆Fe3O4收集普通小球藻的性能与机制研究》文中进行了进一步梳理产油微藻作为一种可再生的生物质能源,近年来备受关注。由于产油微藻的生长特性,其采收环节成为限制微藻能源高效利用的主要因素。在传统微藻收集方法的基础上,磁絮凝分离技术作为一种新兴的微藻收集方法,它以快速、高效的优点而在近年来受到广泛关注。本文基于磁絮凝分离技术,分别采用三种阳离子聚合物:聚合氯化铝（PAC1）、胺甲基化改性植物多酚（APP）、季铵盐化改性植物多酚（QPP）对Fe3O4功能化包覆,制备得到了 Fe3O4/PACl、Fe304/APP、Fe304/QPP三种磁性复合材料。研究了磁性复合材料的理化性质及收集普通小球藻的性能。采用DLVO理论及酸碱作用（AB）修正的E-DLVO理论模型,研究磁性复合材料与藻细胞之间相互作用机制;采用磁力修正的M-DLVO理论模型,研究收集后磁-藻絮体之间相互作用机制。本论文主要得到以下研究结果:PACl对Fe3O4功能化包覆后,得到Fe304/PACl磁性复合材料,等电点为13.1。Fe3O4和 PAC1 以 Fe3O4/PACl 的投加策略投加,且浓度为（（10.0 g/L）/（0.625 mmol Al/L））时,能够实现96%的微藻收集。碱性溶液更有利于Fe304/PACl的收集。聚丙烯酰胺（Polyacrylamide,PAM）和 Fe3O4/PACl 以“Fe3O4/PACl+PAM”（（10.0 g/L）/（0.625 mmol Al/L）+3 mg/L）的策略投加,能够实现对普通小球藻99.9%的收集,且该投加策略能够克服藻液pH和AOM带来的干扰。Fe3O4/PACl+PAM对普通小球藻的收集,主要机理是Fe304/PACl与藻细胞电荷中和,以及PAM诱发的网捕架桥和卷扫絮凝。采用APP对Fe304功能化包覆,得到Fe304/QPP磁性复合材料,能够初步实现77%的微藻收集。红外结果显示,APP包覆后,其表面的官能团（-N-）成功地出现在Fe3O4表面;XPS结果显示,APP对Fe3O4功能化包覆,其表面的官能团与Fe3O4主要通过N-O键作用实现;包覆后,Fe3O4/APP的等电点提高至7.3。Fe3O4和APP混合后再投加,收集效率比两者分开投加高;Fe3O4和APP的最佳包覆比例为（（20 g/L）/（200mg/L））。Fe3O4/APP适合在酸性环境（pH≤7.0）下使用,微藻培养液中的胞外分泌物（AOM）、高密度藻液会干扰Fe304/APP的收集,并增大其投加量。Fe304经过十次循环再生、再使用后,能够实现72%的微藻收集。对APP进一步对改性得到QPP,并用QPP对Fe3O4功能化包覆,得到Fe304/QPP磁性复合材料,等电点由7.3提高至13.5。红外结果显示,QPP的（-N+-（CH3）2）官能团成功地包覆在Fe3O4上;XPS结果表明,QPP对Fe3O4包覆,主要通过N-O键作用实现。Fe3O4/QPP的投加量,进一步降低至5.0 g/L,微藻收集率提高至91.0%。Fe3O4/QPP适用于整个pH值范围内（6.0～12.0）的微藻收集,并且能够克服AOM、高密度藻液对微藻收集带来的干扰。Fe304经过十次再生、再使用,能够实现对普通小球藻76.3%的收集。对于收集产油微藻培养原液中的藻细胞,Fe3O4/QPP更有优势。采用DLVO理论模型,研究颗粒物之间的相互作用,发现藻细胞之间的相互作用力,决定普通小球藻收集效果。酸碱作用修正的E-DLVO理论模型,解释了Fe3O4/APP在碱性溶液中实现普通小球藻收集,是由于颗粒间氢键诱发的“氢键桥接”作用,从而导致藻细胞剧烈碰撞。E-DLVO模型,更准确地描述藻细胞与磁性复合材料之间的相互作用。磁力修正的M-DLVO模型,确定了磁场作用下磁力势能是磁-藻絮体间的主要作用势能;Fe304/QPP-磁藻絮体受到的UM-DL VO比Fe304/APP更负,能够实现更快的磁捕获。
谢丽娟[7]（2019）在《牟氏角毛藻培养特性及在对虾养殖尾水处理中的研究》文中提出牟氏角毛藻（Chaetoceros muelleri）属于硅藻门,营养成分全面,广泛应用于对虾、梭子蟹及牡蛎等育苗的生产。开展养殖尾水资源化利用,可以有效降低养殖水体的污染,同时补充养殖过程对虾幼体对活体饵料的需求。本文利用光学显微镜、扫描电镜、冷冻电镜对牟氏角毛藻的形态学进行研究,通过超高效液相色谱（UPLC）和表面增强拉曼光谱（SERS）法对牟氏角毛藻中的岩藻黄素（Fx）进行检测,通过对氮、磷、硅营养盐和光照强度条件优化,探究牟氏角毛藻生长和岩藻黄素积累的最佳条件。通过添加高浓度氮磷,研究牟氏角毛藻在高氮磷条件下的生长规律,构建动力学模型。研究表明:（1）形态学研究表明,实验藻株为典型的牟氏角毛藻,SERS和UPLC方法检测,证实牟氏角毛藻中含有岩藻黄素。（2）通过氮、磷、硅营养盐和光照条件的研究发现,牟氏角毛藻可在硝酸钠12.35mg·L-1,磷酸二氢钠5.65 mg·L-1,九水合硅酸钠2.97 mg·L-1,光照强度80μmol·m-2·s-1条件下良好生长。（3）在完全缺氮、缺磷的条件下,牟氏角毛藻细胞增长缓慢或衰亡,岩藻黄素不积累;过量的磷会延长藻的生长周期,抑制藻的生长和岩藻黄素积累;建立了高氮磷条件下牟氏角毛藻的生长及氮、磷消耗动力学模型,拟合曲线与试验数据吻合较好。（4）开展了两个样地尾水处理的研究,发现梅花（MH）样地养殖尾水随着稀释倍数增加,牟氏角毛藻细胞生长并未发现显着差异（p>0.05）,生物量与岩藻黄素含量均低于F/2组,总氮、硝态氮、氨氮的最大去除率分别为59.0%、58.2%和52.5%。培养三天后总磷和磷酸盐的最大去除率分别为89.5%、90.7%,第八天全部消耗殆尽（除F/2组外）;演屿（YY）样地养殖尾水随着稀释倍数的增加,牟氏角毛藻细胞生长并未发现显着差异（p>0.05）,生物量和岩藻黄素逐渐积累,牟氏角毛藻在未稀释YY尾水中生长良好。
王昊[8]（2019）在《海洋酸化条件下纳米CuO颗粒对海水青鳉的毒性效应》文中进行了进一步梳理由人类活动引起的海洋酸化势必会导致海洋环境的变化,直接影响到海洋生物赖以生存的环境条件。随着纳米技术的迅猛发展,纳米材料广泛应用在工业、能源、医疗和建筑等不同领域中,导致人工纳米颗粒（Nanoparticles,NPs）不可避免的进入到海洋环境中,从而对海洋生态系统产生潜在危害。然而,在实际海洋环境中,海洋生物实际暴露于海洋酸化和NPs的共同胁迫下,海洋生物受到的影响比它们暴露于海洋酸化和NPs单独条件下时更加复杂,并且海洋酸化极有可能改变NPs的环境行为从而影响其毒性。目前的研究主要集中于海洋酸化或者NPs单独对海洋生物及生态系统的影响,而海洋酸化条件下NPs对海洋生物的毒性效应的研究还很少,其致毒机制尚不清楚。因此本文以海水青鳉（Oryzias melastigma）为实验生物,纳米氧化铜（CuO NPs）为实验材料,设定对照组（pH为8.20,不加CuO NPs）,酸化组（pH为7.70和7.40,不加CuO NPs）,铜离子组（pH为8.20,CuSO4为0.016 mg/L）,铜离子酸化组（pH为7.70,CuSO4为0.026 mg/L;pH为7.40,CuSO4为0.045 mg/L）,纳米组（pH为8.20,CuO NPs为10 mg/L）,纳米酸化组（7.70和7.40,CuO NPs为10 mg/L）,其中,CuSO4浓度依据CuO NPs释放Cu2+的平衡浓度设置。本文研究了:CuO NPs在正常pH和酸化条件下悬浮性、平均水力直径、离子释放等环境行为;海洋酸化条件下CuO NPs对海水青鳉早期发育（死亡率、心率、孵化率、孵化时间和畸形率）的影响;海洋酸化条件下CuO NPs对海水青鳉胚胎抗氧化防御系统的影响,包括超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）活性和丙二醛（MDA）含量;CuO NPs对海水青鳉胚胎表面形态的影响,并分析了海水青鳉胚胎对CuO NPs的富集量。研究结果如下:（1）在海水中（pH=8.20）CuO NPs会迅速发生团聚,96 h后其平均水力直径为1456.46 nm,而在酸化条件下（pH=7.70和pH=7.40）,CuO NPs平均水力直径为1156.77和787.54 nm;由于pH降低,远离CuO NPs在海水中的等电点(pHzpc=10.03),导致颗粒间的排斥力增强,平均水力直径变小,颗粒更加分散。在第120 h时,CuO NPs释放的Cu2+浓度在海水pH为8.20、7.70和7.40分别为0.015 mg/L,0.026 mg/L和0.042 mg/L,这表明,低pH条件下,CuO NPs释放的Cu2+浓度增加。（2）在25 d的早期发育实验期间,酸化组和纳米组胚胎的死亡率、心率、孵化时间以及幼鱼畸形率均不同程度的高于对照组,而孵化率则低于对照组,这表明海水青鳉的早期发育受海洋酸化及CuO NPs的影响。与对照组和酸化组相比,铜离子组和铜离子酸化组对海水青鳉胚胎的死亡率、心率、孵化率以及幼鱼畸形率没有显着差异,这表明CuO NPs释放的Cu2+对海水青鳉早期发育没有显着影响。观察发现海水青鳉出现的畸形主要有脊柱畸形、鳍腐烂、心包水肿、颅面畸形等。通过分析表明,海洋酸化与CuO NPs对海水青鳉胚胎的死亡率、孵化率、孵化时间的影响具有协同作用,海洋酸化显着增强了CuO NPs对海水青鳉胚胎的发育毒性。（3）海水青鳉胚胎在酸化组中SOD活性被显着诱导,CAT活性被显着抑制,但是MDA含量没有显着变化。当CuO NPs加入后,胚胎SOD和CAT活性被显着抑制,并且在纳米酸化组中的抑制效应高于纳米组;而MDA含量显着增加,并且在纳米酸化组中MDA含量有不同程度的增加。与对照组和酸化组相比,铜离子组和铜离子酸化组对海水青鳉胚胎的SOD、CAT活性和MDA含量没有显着影响。通过分析表明,pH和CuO NPs对海水青鳉胚胎的SOD、第12 h的CAT酶活性以及MDA含量具有交互作用。（4）纳米组和纳米酸化组中的海水青鳉胚胎表面吸附着大量的CuO NPs,但是在纳米酸化组胚胎表面吸附吸附的颗粒粒径要小于纳米组;纳米组和纳米酸化组胚胎富集的Cu含量要显着高于其他组,并且在pH为7.40的纳米酸化组中胚胎富集Cu含量要显着高于纳米组,这主要是由于海洋酸化条件下CuO NPs的水力直径变小,释放Cu2+量增加所致。这也导致了海洋酸化条件下CuO NPs对海水青鳉的毒性效应增强。此外,在纳米组和纳米酸化组中,胚胎富集Cu含量主要来自CuO NPs的颗粒本身,这表明尺寸效应是CuO NPs毒性效应的主要影响因素。但是在纳米酸化组,CuO NPs释放Cu2+对胚胎富集Cu含量的贡献率增加,仍低于CuO NPs的颗粒本身,所以尺寸效应仍是海洋酸化条件下CuO NPs毒性效应的主要影响因素。综上所述,海洋酸化增强了CuO NPs对海水青鳉的早期发育毒性,因为海洋酸化条件下,CuO NPs水力直径变小,悬浮性能增强,从而增加了CuO NPs对海水青鳉的生物有效性;虽然海洋酸化条件下,CuO NPs的离子释放量增加,但其不是海洋酸化条件下CuO NPs毒性增强的主要因素。所以海洋酸化增强CuO NPs对海水青鳉早期发育毒性的主导因素是其尺寸效应而不是其离子效应。
曹雷鹏[9]（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》文中认为近年来,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。
董训赞[10]（2019）在《糖蜜酒精废醪液和核桃壳用于微藻培养产生物柴油的研究》文中进行了进一步梳理生物柴油是一种清洁无污染,可再生的替代型燃料。因其具有硫含量低、燃烧充分,闪点高、使用安全、较好的低温启动性等优点,在全球受到广泛的重视。但在生物柴油的生产过程中,较高的生产成本制约了其工业化的发展,其中原料成本占生产成本的75%。因此,选取合适的、低成本的原料及适宜的生产方式生产生物柴油成为当前研究的热点。微藻作为地球上分布最为广泛、种类最多的单细胞或群体的微生物,能够有效的利用太阳光进行光合作用,吸收空气中的CO2,将太阳能转化为生物质能。与其它原料相比,以微藻作为原料生产生物柴油具有生长周期短、油脂含量高等诸多的优势。在微藻的培养过程中,添加植物激素可以降低利用微藻生产生物柴油的成本。褪黑素（Melatonin,MT）作为一种植物激素,广泛存在于多种植物体内,通过调节光合作用、细胞周期、DNA复制、新陈代谢和油脂的合成等过程,促进植物的生长、延缓植物的衰老。然而,褪黑素应用于废水中调节微藻的生长和油脂合成的机制鲜有报道。本实验以单针藻Monoraphidium sp.FXY-10和Monoraphidium sp.QLZ-3为研究对象,建立微藻油脂高效合成的低成本培养方法,研究了以糖蜜酒精废醪液（Molasses waste water,MW）和核桃壳提取液（Walnut shell extract,WSE）作为培养基,对微藻生长和油脂积累的影响,分析了在工业废水中微藻油脂合成的相关机制,同时利用CO2联合光生物反应器缩短了生长周期,增加了微藻的生物量产率和油脂产率,为降低微藻油脂的生产成本及工业化扩大培养提供了一定的理论依据和实践意义。具体研究结果如下:（1）以糖蜜酒精废醪液作为培养基,添加不同浓度的MgSO4·7H2O,当培养基中Mg2+浓度为800μM时,微藻的生物量和油脂含量达到最高。同时,微藻对糖蜜酒精废醪液中总氮、总磷、COD的移除率分别达到88.37%、93.69%和87.98%。此外,Mg2+作用下,增强了微藻对糖蜜酒精废醪液中Ca2+、Fe3+、Cu2+的吸收。结果表明,适宜浓度的Mg2+可以促进糖蜜酒精废醪液中微藻的生长和油脂含量的积累,同时,提高了微藻对糖蜜酒精废醪液中总氮、总磷、COD值和相关金属离子的利用率。（2）本实验中,通过外源添加褪黑素,促进了糖蜜酒精废醪液中微藻的生长和油脂的积累。以糖蜜酒精废醪液为基础培养基,添加10-3μmol/L的褪黑素,微藻中的油脂含量达到68.69%,且最高生物量为1.22 g/L。与此同时,藻细胞内蛋白质含量下降,碳水化合物含量增加。在微藻培养过程中,糖蜜废醪液中的COD、总氮及总磷降低。此外,外源褪黑素的添加通过上调了乙酰辅酶A羧化酶（Acetyl coenzyme A carboxylase,ACCase）、苹果酸酶（Malic Enzyme,ME）的活性,下调了磷酸烯醇式丙酮酸羧化酶（Phosphoenolpyruvate Carboxylase,PEPC）的活性,促进了微藻中油脂含量的积累。研究表明,褪黑素通过调节微藻油脂合成过程中相关酶的活性,促进了油脂的积累,同时降低培养成本,为微藻扩大化生产提供了新的理论基础。（3）微藻的大规模工业化培养是未来微藻发展的趋势,利用光生物反应器培养微藻为其工业化培养提供了一定的理论基础。在鼓泡式柱形光生物反应器中,通入CO2的含量为12%时,可以有效的提高WSE中单针藻Monoraphidium sp.QLZ-3的生物量产率和油脂产率。WSE中氮、磷营养物质的被有效利用。与此同时,提高了微藻细胞内的叶绿素含量和rbcL的相对表达量,促进了单针藻Monoraphidium sp.QLZ-3对CO2的固定。在12%的CO2的作用下,促进了微藻对WSE中多酚的吸收,多酚作为一种抗氧化剂,可能通过调控藻细胞内的抗氧化体系,促进了微藻油脂合成过程中accD和kas基因表达量的上调,促进了油脂的积累。
二、海水胶体与PO_4~(3-)、Cu~(2+)的作用及对微藻生长影响（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、海水胶体与PO_4~(3-)、Cu~(2+)的作用及对微藻生长影响（论文提纲范文）
（1）微塑料对环境中砷生物有效性的影响机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境中的微塑料 |
| 1.1.1 微塑料的污染现状 |
| 1.1.2 微塑料对土壤质量和植物生长发育的影响 |
| 1.1.3 微塑料的哺乳动物毒性 |
| 1.2 环境中的砷污染 |
| 1.2.1 砷污染现状 |
| 1.2.2 砷的危害 |
| 1.3 微塑料与污染物的复合污染 |
| 1.4 研究目的、意义及内容 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 微塑料对As(Ⅲ)的吸附机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 微塑料的制备 |
| 2.2.2 微塑料的表征 |
| 2.2.3 计算化学分析 |
| 2.2.4 吸附动力学 |
| 2.2.5 等温吸附 |
| 2.2.6 腐殖酸影响 |
| 2.2.7 仪器分析条件 |
| 2.2.8 数据分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 微塑料的表征 |
| 2.3.2 扫描电镜(SEM) |
| 2.3.3 傅立叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 2.3.4 X射线吸收光谱(XPS)分析 |
| 2.3.5 计算化学分析 |
| 2.3.6 吸附动力学 |
| 2.3.7 等温吸附 |
| 2.3.8 温度对吸附的影响 |
| 2.3.9 pH对吸附的影响 |
| 2.3.10 离子强度对吸附的影响 |
| 2.3.11 竞争离子对吸附的影响 |
| 2.3.12 腐殖酸对吸附的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 微塑料对淡水环境中莱茵衣藻吸收砷的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 莱茵衣藻培养 |
| 3.2.3 砷吸收实验 |
| 3.2.4 微塑料和砷对莱茵衣藻生长的影响 |
| 3.2.5 活性氧和抗氧化酶分析 |
| 3.2.6 砷形态 |
| 3.2.7 透射电镜(TEM) |
| 3.2.8 数据分析 |
| 3.2.9 计算化学分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 PSMP对莱茵衣藻吸收As(III)的影响 |
| 3.3.2 PSMP和 As(III)对莱茵衣藻生理指标的影响 |
| 3.3.3 PSMP和 As(III)对莱茵衣藻砷形态的影响 |
| 3.3.4 PSMP和磷脂结构之间的渗透 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 微塑料和砷复合污染对胡萝卜的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 胡萝卜的培养 |
| 4.2.3 TEM分析 |
| 4.2.4 酶活性和根系活力 |
| 4.2.5 胡萝卜品质 |
| 4.2.6 胡萝卜生物量 |
| 4.2.7 胡萝卜中的砷含量与形态 |
| 4.2.8 计算化学分析 |
| 4.2.9 数据分析 |
| 4.2.10 胡萝卜样品消解 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 透射电镜分析 |
| 4.3.2 PSMP和 As对活性氧(ROS)、丙二醛(MDA)和抗氧化酶活性的影响 |
| 4.3.3 PSMP和 As对 ASA和 GSH的影响 |
| 4.3.4 PSMP和 As对胡萝卜品质的影响 |
| 4.3.5 PSMP和 As对 RuBisCO和根系活力的影响 |
| 4.3.6 PSMP和 As对胡萝卜生物量的影响 |
| 4.3.7 胡萝卜的砷含量和形态 |
| 4.3.8 计算化学分析 |
| 4.3.9 消解残留物红外分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 微塑料存在下砷对水稻幼苗的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 微塑料和As(III)悬浮液的制备 |
| 5.2.2 种子预处理 |
| 5.2.3 水稻幼苗暴露实验处理 |
| 5.2.4 水稻生物量 |
| 5.2.5 光合作用和叶绿素荧光参数 |
| 5.2.6 光合色素 |
| 5.2.7 抗氧化能力分析 |
| 5.2.8 根系活性测定 |
| 5.2.9 核糖二磷酸羧化酶加氧酶(RuBisCO)活性 |
| 5.2.10 砷含量 |
| 5.2.11 数据分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 微塑料存在下砷对生物量的影响 |
| 5.3.2 微塑料存在下砷对叶绿素的影响 |
| 5.3.3 微塑料存在下砷对光合作用和叶绿素荧光参数的影响 |
| 5.3.4 微塑料存在下砷对O_2.~-和H_2O_2产生的影响 |
| 5.3.5 微塑料存在下砷对SOD和 CAT的影响 |
| 5.3.6 微塑料存在下砷对TBARS的影响 |
| 5.3.7 微塑料存在下砷对根系活力和RuBisCO的影响 |
| 5.3.8 微塑料对水稻吸收As(III)的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 微塑料存在下砷对水稻生长和产量的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试土壤 |
| 6.2.2 水稻培育 |
| 6.2.3 实验设计 |
| 6.2.4 水稻各部位生物量和砷 |
| 6.2.5 砷含量和顺序提取砷 |
| 6.2.6 根系活性、铁锰膜和血红蛋白测定 |
| 6.2.7 微生物16S r RNA生物信息学分析 |
| 6.2.8 土壤酶活性测定 |
| 6.2.9 计算分析 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 PSMP和 PTFE存在下As(III)对土壤理化性质的影响 |
| 6.3.2 PSMP和 PTFE存在下As(III)对土壤酶活性的影响 |
| 6.3.3 PSMP和 PTFE存在下As(III)对生物量的影响 |
| 6.3.4 PSMP和 PTFE存在下As(III)对水稻砷含量和形态的影响 |
| 6.3.5 PSMP和 PTFE存在下As(III)对根系活性、铁锰膜和血红蛋白的影响 |
| 6.3.6 微生物16S r RNA生物信息学分析 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 聚苯乙烯微塑料对砷挥发的影响 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 供试土壤 |
| 7.2.2 挥发试验 |
| 7.2.3 砷顺序提取 |
| 7.2.4 土壤酶活性 |
| 7.2.5 微生物16S r RNA生物信息学分析 |
| 7.2.6 实时荧光定量PCR检测 |
| 7.2.7 数据分析 |
| 7.3 结果 |
| 7.3.1 PSMP对砷挥发量的影响 |
| 7.3.2 PSMP对土壤砷形态的影响 |
| 7.3.3 PSMP对土壤酶活性的影响 |
| 7.3.4 相关性分析 |
| 7.3.5 微生物16S r RNA生物信息学分析 |
| 7.3.6 PSMP对土壤ars M基因表达的影响 |
| 7.4 讨论 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 结论 |
| 8.1 全文结论 |
| 8.1.1 微塑料和砷的相互作用 |
| 8.1.2 微塑料对莱茵衣藻吸收砷的影响 |
| 8.1.3 微塑料存在下砷对胡萝卜品质和生长的影响 |
| 8.1.4 微塑料存在下砷对水稻幼苗的影响 |
| 8.1.5 微塑料存在下As对水稻生长和产量的影响 |
| 8.1.6 微塑料对土壤砷挥发的影响 |
| 8.1.7 总结 |
| 8.2 环境意义 |
| 8.3 创新与不足 |
| 8.3.1 创新点 |
| 8.3.2 不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（2）新月柱鞘藻对模拟近海环境中酞酸二丁酯迁移转化行为的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 底栖微藻研究进展 |
| 1.1.1 底栖微藻及其生态价值 |
| 1.1.2 底栖微藻的生长及其影响因素 |
| 1.1.3 底栖微藻对有机污染物的降解 |
| 1.2 近海环境中的营养盐 |
| 1.2.1 近海环境中营养盐浓度的动态变化 |
| 1.2.2 近海海域营养盐限制及其转变 |
| 1.3 环境颗粒物概述 |
| 1.3.1 环境颗粒物污染特征 |
| 1.3.2 环境颗粒物对有机物污染物的吸附作用 |
| 1.3.3 环境颗粒物对微生物生长和群落结构的影响 |
| 1.4 近海环境中酞酸酯的污染和环境行为 |
| 1.4.1 酞酸酯简介 |
| 1.4.2 近海环境中酞酸酯的污染现状及其危害 |
| 1.4.3 近海环境中酞酸酯的环境行为 |
| 1.5 本课题的立题依据、研究内容、意义和技术路线 |
| 1.5.1 立题依据 |
| 1.5.2 研究内容和意义 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 酞酸二丁酯在水-新月柱鞘藻-沉积物系统中的归趋 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 材料与仪器 |
| 2.1.2 实验设计 |
| 2.1.3 分析方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 新月柱鞘藻的生长状况 |
| 2.2.2 酞酸二丁酯在微宇宙系统各介质中分布 |
| 2.2.3 沉积物中细菌群落结构特征 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 酞酸二丁酯的多介质逸度模型 |
| 3.1 逸度模型简介 |
| 3.2 逸度模型的建立 |
| 3.2.1 Ⅲ级稳态和Ⅳ级非稳态多介质逸度模型 |
| 3.2.2 逸度容量的计算 |
| 3.2.3 迁移参数的计算 |
| 3.2.4 逸度模型的计算 |
| 3.3 逸度模型的验证 |
| 3.4 灵敏度系数的计算 |
| 3.5 讨论 |
| 3.5.1 酞酸二丁酯在各介质中的分布和归趋 |
| 3.5.2 灵敏度分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 营养条件对新月柱鞘藻-沉积物系统中酞酸二丁酯降解的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 材料与仪器 |
| 4.1.2 降解实验 |
| 4.1.3 无菌水培实验 |
| 4.1.4 分析方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 营养盐含量 |
| 4.2.2 叶绿素a含量 |
| 4.2.3 胞外聚合物含量 |
| 4.2.4 沉积物中酞酸二丁酯含量 |
| 4.2.5 沉积物中细菌群落结构 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 营养盐对新月柱鞘藻生长的影响 |
| 4.3.2 营养盐对沉积物中细菌群落的影响 |
| 4.3.3 营养盐对沉积物中酞酸二丁酯降解的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 环境颗粒物对新月柱鞘藻-沉积物系统中酞酸二丁酯降解的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 材料与仪器 |
| 5.1.2 实验设计 |
| 5.1.3 分析方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 叶绿素a含量 |
| 5.2.2 环境颗粒物对酞酸二丁酯的吸附作用 |
| 5.2.3 沉积物中酞酸二丁酯含量 |
| 5.2.4 沉积物中细菌群落结构 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 环境颗粒物对新月柱鞘藻生长的影响 |
| 5.3.2 环境颗粒物对沉积物中细菌群落的影响 |
| 5.3.3 环境颗粒物对沉积物中酞酸二丁酯的吸附作用 |
| 5.3.4 环境颗粒物对沉积物中酞酸二丁酯降解的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（3）山东半岛近海及河口区胶体物质的地球化学特征及环境指示意义（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 水环境中胶体物质概述 |
| 1.1.1 水环境中胶体物质的来源和去除过程 |
| 1.1.2 水环境中的胶体态痕量元素 |
| 1.1.3 水环境中的胶体态有机碳 |
| 1.1.4 其他胶体物质 |
| 1.1.4.1 胶体有机氮 |
| 1.1.4.2 胶体放射性核素 |
| 1.1.4.3 胶体有机污染物 |
| 1.2 水环境中胶体物质的地球化学行为 |
| 1.3 水环境中胶体物质的分离检测 |
| 1.3.1 切向超滤法 |
| 1.3.2 离心超滤法 |
| 1.3.3 其他方法 |
| 1.4 研究区域及研究意义 |
| 1.4.1 北黄海 |
| 1.4.2 渤海及黄河口 |
| 1.4.3 牟平海洋牧场 |
| 1.4.4 研究意义 |
| 1.5 论文的研究内容及创新点 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 创新点 |
| 第2章 实验器皿准备以及样品的采集分析 |
| 2.1 实验器皿种类、预清洗以及储存 |
| 2.2 水样的采集及预过滤 |
| 2.3 水样中胶体态痕量元素的分离检测 |
| 2.3.1 切向超滤与液液萃取结合 |
| 2.3.1.1 切向超滤 |
| 2.3.1.2 液液萃取富集胶体态痕量金属 |
| 2.3.2 离心超滤与酸提取结合 |
| 2.3.2.1 离心超滤的清洗及准备 |
| 2.3.2.2 超滤膜真实截留值校准 |
| 2.4 水样中胶体有机碳的分离检测 |
| 2.5 水体SPM的采集 |
| 2.6 水体SPM理化性质检测 |
| 2.6.1 SPM预处理 |
| 2.6.2 颗粒态金属测定 |
| 2.7 水文数据采集及营养盐样品处理 |
| 2.8 质量保证与质量控制(QA/QC) |
| 2.9 数据处理 |
| 第3章 水体中胶体态元素的分离检测方法研究 |
| 3.1 切向超滤(CFUF)与液液萃取结合 |
| 3.1.1 切向超滤(CFUF) |
| 3.1.2 液液萃取、痕量金属检测及数据计算 |
| 3.1.3 液液萃取实验的研究 |
| 3.1.3.1 样品消解方法 |
| 3.1.3.2 pH条件 |
| 3.1.3.3 样品体积的影响 |
| 3.1.3.4 液液萃取振荡时间的影响 |
| 3.1.3.5 萃取剂体积和萃取方法的影响 |
| 3.1.3.6 检出限(LOD)和定量限(LOQ) |
| 3.1.3.7 萃取率 |
| 3.1.3.8 CFUF的回收率 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 离心超滤与酸提取结合 |
| 3.2.1 离心超滤(CUF) |
| 3.2.2 痕量金属检测及数据计算 |
| 3.2.3 CUF及酸提取实验的研究 |
| 3.2.3.1 离心力和离心时间 |
| 3.2.3.2 提取方法 |
| 3.2.3.3 超滤膜的实际分子量截留值(MWCO) |
| 3.2.3.4 质量平衡 |
| 3.2.4 小结 |
| 3.3 两种胶体态金属分离检测方法的对比 |
| 第4章 北黄海及烟台市城市水系统中的胶体态Cd、Cu和 Pb |
| 4.1 北黄海采样站位及背景 |
| 4.1.1 采样站位及背景 |
| 4.1.2 采样方法 |
| 4.1.3 北黄海水体中胶体态Cd、Cu和 Pb的含量及百分比特征 |
| 4.1.4 北黄海水体中胶体态Cd、Cu和 Pb与其他海域对比 |
| 4.1.5 小结 |
| 4.2 烟台市城市河流系统采样站位及背景 |
| 4.2.1 采样站位及背景 |
| 4.2.2 采样方法 |
| 4.2.3 烟台市城市河流系统中胶体态Cd、Cu和 Pb的含量特征 |
| 4.2.4 烟台市城市河流系统中胶体态Cd、Cu和 Pb的百分比特征 |
| 4.2.5 烟台市城市河流系统中胶体态Cd、Cu和 Pb与其他研究对比 |
| 4.2.6 胶体态金属随着盐度的尺寸分布变化 |
| 4.2.6.1 Cd |
| 4.2.6.2 Cu |
| 4.2.6.3 Pb |
| 4.3 小结 |
| 第5章 牟平海洋牧场表层水中的胶体态痕量金属 |
| 5.1 采样站位及背景 |
| 5.2 样品采样及胶体物质的分离检测 |
| 5.3 质量平衡 |
| 5.4 9月牟平海洋牧场表层水中溶解态金属各分级的含量及分布 |
| 5.4.1 Al |
| 5.4.2 Ca |
| 5.4.3 Mn |
| 5.4.4 Fe |
| 5.4.5 Cu |
| 5.4.6 Cd |
| 5.4.7 Pb |
| 5.5 11月牟平海洋牧场表层水中溶解态金属各分级的含量及分布 |
| 5.5.1 Al |
| 5.5.2 Ca |
| 5.5.3 Mn |
| 5.5.4 Fe |
| 5.5.5 Cu |
| 5.5.6 Cd |
| 5.5.7 Pb |
| 5.6 牟平海洋牧场表层水中溶解态金属的空间分布 |
| 5.7 牟平海洋牧场表层水中胶体态金属与其他研究对比 |
| 5.8 牟平海洋牧场表层水中DOC的含量及分布 |
| 5.8.1 9月 |
| 5.8.2 11月 |
| 5.9 胶体态金属与环境参数的关系 |
| 5.9.1 9月 |
| 5.9.2 11月 |
| 5.10 环境因子对胶体态金属迁移的影响机理 |
| 5.11 小结 |
| 第6章 黄河口表层水中的胶体态痕量金属 |
| 6.1 采样站位及背景 |
| 6.2 采样、SPM表征及胶体物质的分离检测 |
| 6.3 黄河口采样站位盐度及SPM浓度分布 |
| 6.4 质量平衡 |
| 6.5 黄河口表层水中溶解态金属的分布 |
| 6.6 黄河口表层水中溶解态金属各分级的含量及分布 |
| 6.6.1 Al |
| 6.6.2 Ca |
| 6.6.3 Mn |
| 6.6.4 Fe |
| 6.6.5 Cu |
| 6.6.6 Cd |
| 6.6.7 Pb |
| 6.7 黄河口表层水中胶体态金属与其他研究对比 |
| 6.8 黄河口枯水期与丰水期胶体态金属分布变化 |
| 6.9 黄河口枯水期与丰水期溶解态有机碳的分布变化 |
| 6.10 黄河口枯水期与丰水期颗粒态金属分布变化 |
| 6.11 胶体态金属迁移与环境因子的关系 |
| 6.11.1 枯水期 |
| 6.11.2 丰水期 |
| 6.12 颗粒物对胶体态金属迁移的影响机理 |
| 6.13 金属在颗粒物-溶解有机物共存体系中的行为 |
| 6.14 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 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 |
（4）紫外催化改性纳米TiO2对压载水中微生物的灭活效果与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1 章 绪论 |
| 1.1 压载水排放导致的生物入侵现状 |
| 1.2 压载水公约与排放标准 |
| 1.3 船舶压载水处理方法和技术 |
| 1.3.1 船舶压载水的处理方法 |
| 1.3.2 国内外主要的压载水处理系统 |
| 1.3.3 压载水治理的难点和解决途径 |
| 1.4 TiO_2紫外光催化技术在压载水处理中的研究进展 |
| 1.4.1 TiO_2光催化原理 |
| 1.4.2 TiO_2光催化的改性和固载 |
| 1.4.3 TiO_2光催化技术在生物灭活中的应用 |
| 1.4.4 影响TiO_2光催化灭活效果的因素 |
| 1.4.5 TiO_2光催化杀灭微生物机理 |
| 1.5 课题的研究目的及内容 |
| 第2 章 试验材料及方法 |
| 2.1 试验仪器和装置 |
| 2.1.1 试验仪器 |
| 2.1.2 试验试剂 |
| 2.1.3 反应装置 |
| 2.2 人工海水配制及微生物培养 |
| 2.2.1 人工海水配制 |
| 2.2.2 实验菌种的培养 |
| 2.2.3 实验藻种的培养 |
| 2.2.4 微藻的生长曲线 |
| 2.3 催化剂的制备和灭活性能考察方法 |
| 2.3.1 催化剂的制备 |
| 2.3.2 灭活性能的考察 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 催化剂的表征 |
| 2.4.2 物理指标测定 |
| 2.4.3 微生物的灭活效果分析方法 |
| 2.4.4 光复活效果的测定 |
| 2.4.5 丙二醛(MDA)的测定 |
| 2.4.6 超氧化物歧化酶活性(SOD)的测定 |
| 2.4.7 叶绿素a含量的测定 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 改性纳米TiO_2的制备及灭菌性能分析 |
| 3.1 Cu-TiO_2光催化剂的制备及灭菌性能分析 |
| 3.1.1 Cu-TiO_2光催化剂的制备 |
| 3.1.2 Cu-TiO_2光催化剂的表征 |
| 3.1.3 Cu-TiO_2光催化剂的灭菌效果分析 |
| 3.2 N-TiO_2光催化剂的制备及灭菌性能分析 |
| 3.2.1 N-TiO_2光催化剂的制备 |
| 3.2.2 N-TiO_2光催化剂的表征 |
| 3.2.3 N-TiO_2光催化剂的灭菌效果分析 |
| 3.3 Cu/N-TiO_2光催化剂的制备及灭菌性能分析 |
| 3.3.1 Cu/N-TiO_2光催化剂的制备 |
| 3.3.2 Cu/N-TiO_2光催化剂的表征 |
| 3.3.3 Cu/N-TiO_2光催化剂的灭菌效果分析 |
| 3.4 影响Cu/N-TiO_2催化剂灭菌活性的制备条件优化 |
| 3.4.1 Box-Behnken试验设计 |
| 3.4.2 负载型光催化剂制备条件优化 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 UV/Cu-N-TiO_2系统对船舶压载水中细菌灭活性能研究 |
| 4.1 负载型Cu/N-TiO_2光催化剂的制备及灭菌性能分析 |
| 4.1.1 负载型Cu/N-TiO_2光催化剂的制备 |
| 4.1.2 负载型Cu/N-TiO_2光催化剂的表征 |
| 4.1.3 负载型Cu/N-TiO_2光催化剂的灭菌效果研究 |
| 4.2 光催化反应体系建立及灭菌效果分析 |
| 4.2.1 UV体系的灭菌效果研究 |
| 4.2.2 UV/Cu-N-TiO_2体系的灭菌效果研究 |
| 4.2.3 UV/Cu-N-TiO_2体系的持续灭菌效果 |
| 4.3 影响UV/Cu-N-TiO_2反应体系灭菌效果的因素分析 |
| 4.3.1 紫外波长对灭菌效果的影响 |
| 4.3.2 p H对灭菌效果的影响 |
| 4.3.3 温度对灭菌效果的影响 |
| 4.4 细菌的光复活和暗修复研究 |
| 4.5 UV/Cu-N-TiO_2体系细菌灭活机理探讨 |
| 4.5.1 MDA含量 |
| 4.5.2 SOD活性 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 UV/Cu-N-TiO_2系统对船舶压载水中藻类灭活性能研究 |
| 5.1 不同反应体系对藻类的灭活性能研究 |
| 5.1.1 UV体系的灭藻效果研究 |
| 5.1.2 UV/Cu-N-TiO_2体系的灭藻效果研究 |
| 5.2 影响UV/Cu-N-TiO_2体系灭藻效果的因素分析 |
| 5.2.1 藻细胞浓度对灭藻效果的影响 |
| 5.2.2 温度对灭藻效果的影响 |
| 5.2.3 浊度对灭藻效果的影响 |
| 5.3 UV/Cu-N-TiO_2体系微藻灭活机理分析 |
| 5.3.1 MDA含量 |
| 5.3.2 SOD活性 |
| 5.3.3 叶绿素a含量 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论及展望 |
| 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 |
（5）藻菌共培养体系处理污水及产油耦合的初步研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 市政污水现状与水处理方法概述 |
| 1.1.2 微藻生物技术在污水处理中的应用 |
| 1.2 微藻-细菌共生体系 |
| 1.2.1 藻菌共生体系的提出与形成 |
| 1.2.2 共生体系中微藻与细菌之间的相互作用关系 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 藻-藻共培养体系 |
| 1.3.2 微藻-细菌共培养体系 |
| 1.3.3 微藻-真菌共培养体系 |
| 1.3.4 微藻-活性污泥共培养体系 |
| 1.4 论文研究目的及意义 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 论文研究目的与意义 |
| 1.5 本课题研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 主要研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 基于文献计量的藻菌共培养污水处理技术相关研究分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 数据来源 |
| 2.2.2 文献计量分析 |
| 2.2.3 可视化分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 藻菌共培养污水处理技术相关研究的总体概况 |
| 2.3.2 藻菌共培养污水处理技术相关研究的具体学术表现 |
| 2.3.3 研究热点与前沿 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 微藻-恶臭假单胞菌共培养体系处理污水及产油耦合系统的初步研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 藻种、菌种来源及其培养条件 |
| 3.2.2 实验仪器和药品 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 实验方案设计 |
| 3.3.2 分析测定方法 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 生物质干重-吸光度标准曲线的测定 |
| 3.4.2 藻菌共培养体系接种比例的确定 |
| 3.4.3 微藻-恶臭假单胞菌共培养体系中的生物量变化情况 |
| 3.4.4 微藻-恶臭假单胞菌共培养体系中的水质变化情况 |
| 3.4.5 微藻-恶臭假单胞菌共培养体系中的油脂积累情况 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 微藻-地衣芽孢杆菌共培养体系处理污水及产油耦合系统的初步研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 藻种、菌种来源及其培养条件 |
| 4.2.2 实验仪器和药品 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 实验方案设计 |
| 4.3.2 分析测定方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 细菌生物质干重-吸光度标准曲线的测定 |
| 4.4.2 微藻-地衣芽孢杆菌共培养体系中的生物量变化情况 |
| 4.4.3 微藻-地衣芽孢杆菌共培养体系中的水质变化情况 |
| 4.4.4 微藻-地衣芽孢杆菌共培养体系中的油脂积累情况 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 微藻-活性污泥共培养体系处理污水及产油耦合系统的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.2.1 藻种、菌种来源 |
| 5.2.2 实验仪器和药品 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 实验方案设计 |
| 5.3.2 分析测定方法 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 微藻-活性污泥共培养体系中的生物量变化情况 |
| 5.4.2 微藻-活性污泥共培养体系中水质的变化情况 |
| 5.4.3 微藻-活性污泥共培养体系中的总脂产量 |
| 5.4.4 共培养体系中微藻与细菌之间的相互作用关系 |
| 5.4.5 共培养体系中的微生物群落结构与多样性分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 6.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（6）阳离子聚合物包覆Fe3O4收集普通小球藻的性能与机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 产油微藻收集方法 |
| 1.2.1 重力沉降 |
| 1.2.2 离心 |
| 1.2.3 过滤 |
| 1.2.4 气浮 |
| 1.2.5 超声波技术 |
| 1.2.6 絮凝 |
| 1.3 磁絮凝分离技术 |
| 1.3.1 磁性材料的使用 |
| 1.3.2 Fe_3O_4包覆常用的阳离子聚合物 |
| 1.3.3 Fe_3O_4包覆材料的应用 |
| 1.4 藻细胞分离及Fe_3O_4再生 |
| 1.4.1 常用的再生方式 |
| 1.4.2 再生后Fe_3O_4的性能 |
| 1.5 Fe_3O_4功能化包覆及收集微藻研究现状 |
| 1.6 研究目的和研究内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 2 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料与试剂 |
| 2.2 实验仪器与设备 |
| 2.3 藻种培养 |
| 2.4 磁性复合材料包覆制备 |
| 2.4.1 PACl和PAM包覆Fe_3O_4 |
| 2.4.2 APP包覆Fe_3O_4 |
| 2.4.3 QPP包覆Fe_3O_4 |
| 2.5 磁性复合材料理化性质表征 |
| 2.5.1 SEM形貌与EDS能谱分析 |
| 2.5.2 粒度分布 |
| 2.5.3 红外谱图分析 |
| 2.5.4 X射线光电子能谱谱图分析 |
| 2.5.5 X射线衍射谱图分析 |
| 2.5.6 热重分析 |
| 2.5.7 磁滞回线表征 |
| 2.6 收集普通小球藻过程 |
| 2.7 收集普通小球藻影响因素 |
| 2.8 Fe_3O_4再生 |
| 2.9 其他分析测试 |
| 2.9.1 藻细胞计数方法 |
| 2.9.2 Zeta电位测定方法 |
| 2.9.3 接触角测定 |
| 2.9.4 藻样品扫描电子显微镜观察 |
| 2.9.5 数据统计分析 |
| 3 PACl和PAM包覆Fe_3O_4收集普通小球藻性能与机制分析 |
| 3.1 Fe_3O_4/PACl/PAM磁性复合材料理化性质分析 |
| 3.1.1 Fe_3O_4晶型构象分析 |
| 3.1.2 Fe_3O_4表面形貌及元素组成分析 |
| 3.1.3 Fe_3O_4/PACl/PAM表面官能团分析 |
| 3.1.4 Fe_3O_4/PACl/PAM表面电荷分析 |
| 3.2 Fe_3O_4/PACl收集普通小球藻性能 |
| 3.2.1 PACl和Fe_3O_4包覆比例研究 |
| 3.2.2 Fe_3O_4/PACl/PAM包覆策略研究 |
| 3.2.3 藻液pH值对普通小球藻收集效果的影响 |
| 3.2.4 胞外分泌物对普通小球藻收集效果的影响 |
| 3.2.5 收集后上清液对普通小球藻再培养 |
| 3.3 Fe_3O_4/PACl+PAM收集普通小球藻机理分析 |
| 3.4 小结 |
| 4 APP包覆Fe_3O_4收集普通小球藻性能与机制分析 |
| 4.1 Fe_3O_4/APP磁性复合材料理化性质分析 |
| 4.1.1 Fe_3O_4/APP表面官能团分析分析 |
| 4.1.2 Fe_3O_4/APP表面化学价键分析 |
| 4.1.3 Fe_3O_4/APP表面电荷分析 |
| 4.1.4 Fe_3O_4/APP热稳定性分析 |
| 4.1.5 Fe_3O_4/APP磁特性分析 |
| 4.2 Fe_3O_4/APP磁性复合材料收集普通小球藻性能 |
| 4.2.1 APP和Fe_3O_4包覆策略 |
| 4.2.2 APP和Fe_3O_4包覆比例 |
| 4.2.3 Fe_3O_4/APP收集普通小球藻影响因素 |
| 4.3 Fe_3O_4再生及重包覆再使用 |
| 4.3.1 Fe_3O_4再生 |
| 4.3.2 APP与Fe_3O_4重包覆 |
| 4.3.3 Fe_3O_4/APP重包覆后再使用 |
| 4.4 Fe_3O_4/APP收集普通小球藻机理分析 |
| 4.5 小结 |
| 5 QPP包覆Fe_3O_4收集普通小球藻性能与机制分析 |
| 5.1 Fe_3O_4/QPP磁性复合材料理化性质分析 |
| 5.1.1 Fe_3O_4/QPP表面官能团分析 |
| 5.1.2 Fe_3O_4/QPP表面化学价键分析 |
| 5.1.3 Fe_3O_4/QPP表面电荷分析 |
| 5.1.4 Fe_3O_4/QPP热稳定性分析 |
| 5.1.5 Fe_3O_4/QPP磁特性分析 |
| 5.2 Fe_3O_4/QPP磁性复合材料收集普通小球藻性能 |
| 5.2.1 Fe_3O_4/QPP投加量对普通小球藻收集效果影响 |
| 5.2.2 藻液pH值对普通小球藻收集效果影响 |
| 5.2.3 胞外分泌物对普通小球藻收集效果影响 |
| 5.2.4 藻细胞密度对普通小球藻收集效果影响 |
| 5.3 Fe_3O_4再生及重包覆再利用 |
| 5.3.1 Fe_3O_4再生 |
| 5.3.2 QPP与Fe_3O_4重包覆 |
| 5.3.3 重包覆后再使用 |
| 5.3.4 上清液对普通小球藻再培养 |
| 5.4 Fe_3O_4/QPP收集普通小球藻机理分析 |
| 5.5 小结 |
| 6 磁性复合材料与普通小球藻相互作用机制研究 |
| 6.1 概述 |
| 6.2 磁性复合材料与普通小球藻DLVO相互作用计算 |
| 6.2.1 DLVO理论模型 |
| 6.2.2 颗粒间DLVO相互作用计算 |
| 6.2.3 Fe_3O_4/APP与普通小球藻之间DLVO相互作用计算 |
| 6.2.4 Fe_3O_4/QPP与普通小球藻之间DLVO相互作用计算 |
| 6.3 磁性复合材料与普通小球藻E-DLVO相互作用计算 |
| 6.3.1 E-DLVO理论模型 |
| 6.3.2 颗粒间E-DLVO相互作用计算 |
| 6.3.3 磁性复合材料与普通小球藻之间E-DLVO相互作用计算 |
| 6.4 磁-藻絮体之间M-DLVO相互作用计算 |
| 6.4.1 M-DLVO理论模型 |
| 6.4.2 磁-藻絮体之间M-DLVO相互作用计算 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 研究创新点 |
| 7.3 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
（7）牟氏角毛藻培养特性及在对虾养殖尾水处理中的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 中文文摘 |
| 绪论 |
| 1 硅藻的生物学特点 |
| 2 饵料 |
| 2.1 微藻饵料 |
| 2.2 硅藻饵料 |
| 3 养殖尾水 |
| 3.1 存在的主要问题 |
| 3.2 处理方式 |
| 3.3 资源化处理 |
| 4 硅藻培养条件 |
| 4.1 氮、磷营养素 |
| 4.2 硅营养素 |
| 4.3 光照 |
| 4.4 异养化培养 |
| 4.5 规模化培养与生长模型 |
| 5 研究目的、意义和主要内容 |
| 5.1 研究目的和意义 |
| 5.2 研究内容 |
| 5.3 技术路线 |
| 第一章 牟氏角毛藻的生物学特性 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 牟氏角毛藻在不同种显微镜下的形态学特征 |
| 3.2 牟氏角毛藻中岩藻黄素检测方法的研究 |
| 4 小结与讨论 |
| 第二章 牟氏角毛藻的培养研究 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.2 方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 氮营养盐对牟氏角毛藻的生长和岩藻黄素积累的影响 |
| 3.2 磷营养盐对牟氏角毛藻的生长和岩藻黄素积累的影响 |
| 3.3 硅营养盐对牟氏角毛藻的生长和岩藻黄素积累的影响 |
| 3.4 不同光照强度对牟氏角毛藻的生长和岩藻黄素积累的影响 |
| 4 小结与讨论 |
| 第三章 牟氏角毛藻对高氮高磷培养基的耐受性研究 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.2 方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同氮浓度对牟氏角毛藻生长和氮、磷去除能力的影响 |
| 3.2 不同磷浓度对牟氏角毛藻生长和氮、磷去除能力的影响 |
| 3.3 不同稀释比例对牟氏角毛藻生长、岩藻黄素积累和氮、磷去除能力的影响 |
| 3.4 动力学参数的计算 |
| 3.5 细胞数与氮、磷消耗过程曲线拟合 |
| 4 小结与讨论 |
| 第四章 牟氏角毛藻在对虾养殖尾水中氮、磷去除效果的研究 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.2 方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 对虾养殖过程中养殖水水样养分特征变化 |
| 3.2 牟氏角毛藻在MH对虾养殖尾水海水混合培养基中的生长情况 |
| 3.3 牟氏角毛藻在YY对虾养殖尾水混合培养基中的生长情况 |
| 4 小结与讨论 |
| 第五章 结论与展望 |
| 1.研究结论 |
| 2.创新点 |
| 3.展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（8）海洋酸化条件下纳米CuO颗粒对海水青鳉的毒性效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 纳米颗粒的定义与性质 |
| 1.1.2 海洋酸化 |
| 1.1.3 海水水质与海水青鳉 |
| 1.2 纳米颗粒对海洋生物的毒性效应 |
| 1.3 海洋酸化对海洋生物的影响 |
| 1.4 海洋酸化条件下纳米颗粒的毒性效应 |
| 1.4.1 海洋酸化影响了NPs的环境行为 |
| 1.4.2 海洋酸化改变了NPs的毒性效应 |
| 1.5 研究目的意义和主要内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 海洋酸化对CuO NPs环境行为的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验药品与试剂 |
| 2.2.2 实验仪器与设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 CuO NPs储备液的配制 |
| 2.3.2 透射电镜与扫描电镜观察 |
| 2.3.3 CuO NPs的沉降 |
| 2.3.4 CuO NPs的平均水力直径 |
| 2.3.5 CuO NPs的 ZETA电位 |
| 2.3.6 CuO NPs的离子释放 |
| 2.3.7 数据分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 CuO NPs表征 |
| 2.4.2 CuO NPs的悬浮性能 |
| 2.4.3 CuO NPs的离子释放 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 海洋酸化条件下CuO NPs对海水青鳉早期发育的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 实验药品与试剂 |
| 3.2.2 实验仪器与设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 储备液及暴露液的配置 |
| 3.3.2 受试生物及其培养 |
| 3.3.3 海水青鳉胚胎的死亡率、发育毒性 |
| 3.3.4 数据分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 海洋酸化条件下CuO NPs对海水青鳉胚胎死亡率的影响 |
| 3.4.2 海洋酸化条件下CuO NPs对海水青鳉胚胎心率的影响 |
| 3.4.3 海洋酸化条件下CuO NPs对海水青鳉胚胎孵化率及孵化时间的影响 |
| 3.4.4 海洋酸化条件下CuO NPs对海水青鳉胚胎畸形率的影响 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 海洋酸化条件下CuO NPs对海水青鳉抗氧化防御系统的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 实验药品与试剂 |
| 4.2.2 实验仪器与设备 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 储备液及暴露液的配置 |
| 4.3.2 受试生物及其培养 |
| 4.3.3 海水青鳉胚胎抗氧化酶系统和脂质过氧化 |
| 4.3.4 数据分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 海洋酸化与CuO NPs对海水青鳉胚胎抗氧化酶的影响 |
| 4.4.2 海洋酸化与CuO NPs对海水青鳉胚胎脂质过氧化 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 海洋酸化条件下CuO NPs在海水青鳉体内的富集 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.2.1 实验药品与试剂 |
| 5.2.2 实验仪器与设备 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 储备液配置 |
| 5.3.2 受试生物及其培养 |
| 5.3.3 扫描电镜观察 |
| 5.3.4 海水青鳉胚胎内Cu含量 |
| 5.3.5 数据分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 CuO NPs对海水青鳉胚胎表面形态的影响 |
| 5.4.2 CuO NPs在海水青鳉胚胎内的含量 |
| 5.5 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（9）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 |
（10）糖蜜酒精废醪液和核桃壳用于微藻培养产生物柴油的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 术语及符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 生物柴油 |
| 1.2 微藻生物柴油 |
| 1.3 微藻的培养方式 |
| 1.4 影响微藻生长和油脂含量积累的因素 |
| 1.4.1 光照和温度对微藻生长的影响 |
| 1.4.2 金属离子对微藻生长和油脂积累的影响 |
| 1.4.3 非生物胁迫对微藻生长和油脂积累的影响 |
| 1.4.4 植物激素对微藻生长和油脂积累的影响 |
| 1.4.5 废水处理及对微藻生长和油脂积累的影响 |
| 1.5 论文研究的内容、目的和意义 |
| 1.5.1 论文研究的内容 |
| 1.5.2 论文的目的和意义 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 第二章 促进糖蜜酒精废醪液中微藻生长和油脂积累的方法和机制的研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 单针藻Monoraphidium sp.FXY-10 生物量和油脂含量的测定 |
| 2.2.3 脂肪酸组成检测 |
| 2.2.4 糖蜜废醪液COD、总氮及总磷的检测 |
| 2.2.5 糖蜜废醪液中Ca、Fe、Cu含量的检测 |
| 2.2.6 蛋白质及碳水化合物含量的测定 |
| 2.2.7 酶活的测定 |
| 2.2.8 统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同浓度Mg~(2+)对微藻生长及油脂含量的影响 |
| 2.3.2 MT对糖蜜废醪液中单针藻FXY-10 生长及油脂含量的影响 |
| 2.3.3 Mg~(2+)对单针藻Monoraphidium sp.FXY-10 脂肪酸组成的影响 |
| 2.3.4 MT作用下MW中单针藻Monoraphidium sp.FXY-10 中脂肪酸组成的变化 |
| 2.3.5 Mg~(2+)作用下MW中总氮、总磷、COD的动态变化 |
| 2.3.6 Mg~(2+)作用下微藻对MW中 Ca~(2+)、Fe~(3+)、Cu~(2+)的吸收 |
| 2.3.7 褪黑素对微藻中蛋白质及碳水化合物含量的影响 |
| 2.3.8 MT作用下微藻对MW中总氮、总磷及COD含量的变化 |
| 2.3.9 MT对微藻中ACCase、ME、PEPC活性的变化 |
| 2.3.10 MW培养微藻生产生物燃料理论性分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 CO_2 促进核桃壳提取液中单针藻Monoraphidium sp.QLZ-3 的生长和油脂积累的机制研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 藻种和培养基的制备 |
| 3.2.2 光生物反应器 |
| 3.2.3 生物量、油脂含量、生物量产率和油脂产率的测定 |
| 3.2.4 脂肪酸组成和油脂分级 |
| 3.2.5 叶绿素、蛋白质和碳水化合物的测定 |
| 3.2.6 CO_2 的固定效率及气液传质系数(KLa)的测定 |
| 3.2.7 光生物反应器中性能检测 |
| 3.2.8 RNA的提取和荧光定量分析 |
| 3.2.9 统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 WSE中不同CO_2含量对单针藻Monoraphidium sp.QLZ-3 生长和油脂积累的影响 |
| 3.3.2 气液传质效率和CO_2固定效率 |
| 3.3.3 单针藻Monoraphidium sp.QLZ-3 中理化指标的变化 |
| 3.3.4 WSE中多酚含量的变化 |
| 3.3.5 CO_2对WSE中微藻吸收营养物质能力的影响 |
| 3.3.6 CO_2 对与油脂合成相关基因表达量的影响 |
| 3.3.7 CO_2对WSE中微藻脂肪酸组成的影响 |
| 3.4 本章结论 |
| 第四章 结论、创新点与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 附录 B 指标测定标准曲线 |
四、海水胶体与PO_4~(3-)、Cu~(2+)的作用及对微藻生长影响（论文参考文献）
- [1]微塑料对环境中砷生物有效性的影响机制[D]. 董又铭. 中国农业科学院, 2021(01)
- [2]新月柱鞘藻对模拟近海环境中酞酸二丁酯迁移转化行为的影响[D]. 张璠. 天津大学, 2020(01)
- [3]山东半岛近海及河口区胶体物质的地球化学特征及环境指示意义[D]. 卢玉曦. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2020(01)
- [4]紫外催化改性纳米TiO2对压载水中微生物的灭活效果与机制[D]. 王席席. 哈尔滨工程大学, 2020(08)
- [5]藻菌共培养体系处理污水及产油耦合的初步研究[D]. 陈星宇. 天津大学, 2019(01)
- [6]阳离子聚合物包覆Fe3O4收集普通小球藻的性能与机制研究[D]. 赵远. 北京林业大学, 2019(04)
- [7]牟氏角毛藻培养特性及在对虾养殖尾水处理中的研究[D]. 谢丽娟. 福建师范大学, 2019(12)
- [8]海洋酸化条件下纳米CuO颗粒对海水青鳉的毒性效应[D]. 王昊. 上海海洋大学, 2019
- [9]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)
- [10]糖蜜酒精废醪液和核桃壳用于微藻培养产生物柴油的研究[D]. 董训赞. 昆明理工大学, 2019(04)