一、Factors influencing the purification efficiency of photosynthetic bacteria（论文文献综述）
吴越[1]（2021）在《过氧化钙联合微生物菌剂治理黑臭水体的探究》文中指出随着我国经济的发展和城市化进程的加快,水体受到污染的现象越来越普遍,严重时会引起水体发黑发臭现象,不仅破坏了周边环境,制约了我国的生态文明建设,也影响了居民的幸福感,因此,黑臭水体整治已成为当前环境领域的一个热点问题,而如何选择经济便捷且行之有效的修复技术更成为破解水体黑臭问题的重中之重。在众多的黑臭水体修复技术中,化学氧化修复见效快,易操作,但其持续性差且存在潜在环境风险;微生物修复技术环境友好,经济性高,但也存在见效慢,环境要求高的问题。本研究以现场采集的黑臭水体为实验对象,采用过氧化钙作为黑臭水体化学氧化修复药剂,研究不同梯度的过氧化钙投加量对黑臭水体的修复效果,进行机理分析并确定适宜投加量。在这基础上,进一步探究过氧化钙联合微生物菌剂对黑臭水体的修复效果,最终形成一套前期加药应急处理、改善水质及环境条件,后期加菌寻求长效治理效果的“化学-微生物”组合修复技术。主要结论如下:（1）过氧化钙对黑臭水体上覆水和底泥的相关指标均有不同程度的改善,仅考虑以过氧化钙修复黑臭水体,综合对比修复效果、环境影响和经济性因素,最佳投加量为2倍的底泥酸挥发性硫化物（AVS）的氧化还原当量,黑臭水体上覆水 COD、高锰酸钾指数、TN、NH4+-N、TP 分别降低至 30.98 mg/L、9.5 mg/L、5.95 mg/L、3.64 mg/L 和 0.25 mg/L,去除率分别为 70.17%、77.77%、59.47%、64.35%和80.92%,除TN和NH4+-N外,其余水质指标均稳定达到地表水V类水水质标准;底泥AVS、TOC分别降低至167.39 mg/kg、66.58 g/kg,去除率分别为85.12%和31.94%;底泥ORP为66 mv,氧化还原状态得到改善,上覆水DO为7.51 mg/L,呈明显的好氧态,pH为8.49,在地表水V类水水质标准范围内。（2）过氧化钙的加入可迅速提升黑臭水体上覆水溶解氧含量,改善底泥的氧化还原状态,营造适宜后续微生物菌剂发挥长效作用的水体环境,利于产生化学-微生物的协同效应。采用化学-微生物组合修复技术治理黑臭水体,可减少50%的过氧化钙剂量,并达到理想的修复效果,同时经济性更高。过氧化钙联合10 mL/L的混合菌（沼泽红假单胞菌与枯草芽孢杆菌菌液体积比=1:1）最适宜作为黑臭水体实际修复方案。实验周期内,上覆水COD、高锰酸钾指数、TN、NH4+-N、TP分别降低至 15.47 mg/L、5.23 mg/L、1.65 mg/L、1.25 mg/L、0.22 mg/L,去除率分别为 85.10%、87.76%、88.76%、87.76%和 83.21%;底泥 AVS、TOC 分别降低至 82.54 mg/kg和63.23 g/kg,去除率分别为92.66%和35.36%;上覆水体DO、pH分别为4.21 mg/L和7.59,底泥ORP值为27 mv,各水质监测指标均达到地表水V类水标准,弥补了单独使用过氧化钙不能使黑臭水体TN和NH4+-N达标的不足之处和pH过高的潜在环境风险。（3）对修复效果进行经济性分析,以本研究中的最优化学-微生物组合修复技术对的实际黑臭河道进行工程治理,假设该河道以宽约10 m计,水深约1 m计,泥深约0.5 m计,底泥AVS=1124.74 mg/kg,底泥密度约1.98 kg/L,取河道长度1 km进行计算分析,组合修复技术的药菌剂总成本约为194.31万元。以最佳单独药剂投加量,即2倍的底泥AVS氧化还原当量作为过氧化钙的投加量,单独治理黑臭水体,药剂总成本约为320.62万元。最佳化学-微生物组合修复技术仅为最佳单独过氧化钙修复药剂成本的61%,其经济性较优。（4）组合修复技术中,混合菌的沼泽红假单胞菌和枯草芽孢杆菌表现出来了一定程度的协同效应,过氧化钙联合混合菌对黑臭水体上覆水的TN、NH4+-N和底泥的TOC表现出来了更好的治理效果,同时一定程度上改善了过氧化钙联合单独枯草芽孢杆菌可能引起的水体溶解氧和底泥ORP下降的潜在风险,混合菌中的沼泽红假单胞菌对底泥AVS的降解占主导作用,枯草芽孢杆菌对上覆水体TP的降解占主要地位。（5）本研究中,黑臭水体在加入药剂的第1～3天范围内,各指标迅速下降,并在7～10天趋于稳定,过氧化钙见效快,但作用持续时间较短;加入菌剂10天后黑臭水体开始产生较为明显的修复效果,但其作用持续时间长,大于20天。过氧化钙比微生物菌剂见效更快,但同时微生物菌剂的作用持续时间比过氧化钙更久。因此在后续对黑臭水体进行实际工程治理中,可在前期投加过氧化钙进行应急修复,改善水质及环境条件,在后期加入混合微生物菌剂寻求长效治理效果。
阳龙江,韩璐璐,杨成年,翟旭亮,梅会清,朱成科[2]（2021）在《一株内循环流水养殖池塘光合细菌的分离鉴定及氮磷去除能力的研究》文中进行了进一步梳理为提高内循环流水养殖池塘净化区域的净化能力,从重庆潼南区内循环流水养殖池塘的底泥中分离纯化得到一株光合细菌（命名为菌株GR01）。通过形态学观察、生理生化鉴定、16S rDNA基因序列分析和扫描吸收光谱,对菌株进行分类鉴定。测定菌株GR01在不同温度、不同pH、不同盐度条件下的660 nm处的吸光度(A660),确定其最优培养条件。测定氨氮（NH3-N）、亚硝酸盐氮（NO-2-N）、总氮（TN）、总磷（TP）含量,探究在室内模拟条件下该菌株对内循环流水养殖池塘净化区水体的去污能力。结果显示:菌株GR01为北京红篓菌（Rhodocista pekingensis）,最适生长温度为28℃,最适pH为8.0,最适盐度为10‰,该菌株对尾水中NH3-N、NO-2-N、TN和TP去除率分别为57.42%、28.74%、32.67%、32.85%。研究表明,菌株GR01对氮、磷具有明显的去除效率,其中对氨氮的去除效率最高,与内循环流水养殖模式结合具有潜在的应用价值。
齐保义[3]（2020）在《玄武岩纤维对玉米秸秆光合生物产氢影响的实验研究》文中进行了进一步梳理光合生物制氢是秸秆类生物质进行资源化能源化的一条重要途径。近年来,为提高光合生物制氢效率,通过添加助剂促进产氢的研究成为热点,其中研究金属类纳米粒子及碳纳米粒子对产氢的影响相对较多。为进一步研究低成本、高效的添加剂对光合生物产氢的影响,本文以玄武岩纤维材料为添加剂,主要研究了添加量与颗粒度对光合细菌（HAU-M1）利用玉米秸秆产氢的影响。首先采用单因素实验,分别研究了玄武岩纤维颗粒的添加量与颗粒度对玉米秸秆光合细菌产氢的影响,优化出最佳的添加量与颗粒度。然后在最佳添加条件下,从细菌生长和底物变化情况,研究了玄武岩纤维促进光合产氢的机制。主要得出以下结论:（1）玄武岩纤维能够有效的促进秸秆转化为还原糖,从而对以玉米秸秆为底物的光合细菌产氢过程起到显着的促进作用,其促进效果随着添加量的增加先增加后减少。实验结果表明,当玄武岩纤维的添加量为1.5 g/L时,在12 h时还原糖的含量最高为1.71 g/L,比空白组提高了22.15%,累计产氢量达到312.42 m L,与空白组相比提高了15.74%,玉米秸秆转化率为5.04%,产氢最高速率比空白组提高了0.28 m L/h。同时,玄武岩纤维能够起到稳定发酵液p H值的作用。发酵末端液相产物主要为乙醇、乙酸、丙酸、正丁酸。当玄武岩纤维添加量大于1 g/L时,发酵末端液相产物中不含有乙酸,这主要是因为乙酸被光合细菌利用产生氢气。玄武岩纤维的添加量达到1.5 g/L时,乙醇的含量最高为0.49 g/L,比空白组提高了53.14%,说明玄武岩纤维促进产氢的同时提高了乙醇的生成量。（2）玄武岩纤维颗粒度对玉米秸秆光合生物产氢的影响结果为:随着颗粒度的增加,促进产氢的作用先增加后减少,当玄武岩纤维的添加量为1.5 g/L,目数为300～400目时,在12 h时还原糖含量达到1.82 g/L,与空白组相比增加了0.42 g/L,提高了30%;累计产氢量为323.94 m L,与空白组相比增加了50.24 m L,提高率达到18.35%;产氢最高速率提高了0.29 m L/h,玉米秸秆转化率为5.23%。此时,发酵末端液乙醇的浓度最高为0.47 g/L,比空白组提高了47.07%。（3）动力学分析结果表明,添加玄武岩纤维可提高玉米秸秆产氢量,但会延长产氢延迟期,当玄武岩纤维的添加量为1.5 g/L、300～400目时,产氢延迟期增加了11.47%,达到21.38 h,最大产氢潜力提高了14.61%。（4）玄武岩纤维既能促进光合细菌生长又能提高发酵后玉米秸秆的相对结晶度。当添加1.5 g/L,300～400目玄武岩纤维时,细菌在72 h的浓度为1.47 g/L,比空白组细菌浓度提高了45.89%。通过XRD分析发酵前后玉米秸秆的相对结晶度结果表明,添加玄武岩纤维发酵后的玉米秸秆结晶度为45.50%,比空白组的相对结晶度增加了2.61%。
李亚猛[4]（2020）在《暗-光联合生物制氢过渡态研究及其过程调控》文中进行了进一步梳理以农作物秸秆为原料进行生物制氢,实现了清洁能源生产和农业废弃物高值化利用。暗-光联合生物制氢可以提高底物的转化效率,其中,暗-光联合生物制氢过渡态特性和调控机制的研究是实现高效产氢的关键。本文首先对暗发酵制氢过程进行调控,优化底物代谢和产物生产,以此基础对后续光发酵生物制氢过程进行了分析,揭示了暗-光联合生物制氢过渡态产氢料液的理化性质及其变化规律,优化了暗-光联合生物制氢的工艺调控方法,并从宏观和微观的角度,提出了底物电子转移与产氢特性间的相关关系,建立了暗-光联合生物制氢过渡态调控工艺和产氢性能之间的灰色预测模型GM（1,N）,对进一步研究和完善暗-光联合生物制氢理论和技术具有重要的科学意义。（1）同步糖化发酵更适宜于暗发酵产氢阶段,以玉米秸秆、水稻秸秆、玉米芯和高粱秸秆为底物时,同步糖化方式的累积产氢量比分步糖化方式分别提高了20.54%、10.31%、13.99%和5.92%,产氢周期由108 h缩短为60 h。初始p H、温度和酶负荷是影响同步糖化发酵制运行的显着因素,通过中心旋转组合实验对产氢过程进行优化,得到最佳产氢条件为初始p H 5.63、温度45.41℃和酶负荷200 mg/g,玉米秸秆的累积产氢量为83.67 m L/g TS,发酵液中的乙酸和丁酸的浓度分别为3652.23±202 mg/L和945±79 mg/L,代谢类型主要是乙酸型发酵和丁酸型发酵途径。（2）光合细菌对波长325 nm、382 nm、490 nm、592 nm、807 nm和865 nm光谱有明显的吸收性,光合细菌主要依靠叶绿素a和类胡萝卜素捕获光电子;采用Logistic方程对菌种的生长特性分析,得到菌种的最大浓度可以达到0.85 g/L,实际最大值为0.83 g/L,光合细菌HAU-M1的最佳运行条件为初始p H为7,温度为30℃和光照强度为3000 lx;代谢类型主要是乙酸型发酵和丁酸型发酵途径。（3）通过调节暗发酵制氢尾液的理化性质及其后续光生化制氢特性进行分析,提出了暗-光联合生物制氢过渡态的调控机制,结果表明定量调节氨根浓度为2.12±0.32 m M时,产氢效果最佳,5.31%的底物电子能量转移到氢气;过渡态培养基中无氯化钠和氯化铵时,10.66%底物电子转移到氢气,显着高于其它类型培养基;暗发酵尾液稀释比例为1:0.5时,过渡态获得最高的累积产氢量,为72.49±2.5 m L,底物电子转移到氢气的比例为27.24%;酶解液与暗发酵尾液比例为1:2时,有机碳的转化效率提高最显着,为1251.27±54.78 H2 m L/g TOC。对暗-光联合生物制氢过渡态的光照强度等分析,得出较高的光照强度和细菌接种量导致过渡态底物中的大量能量转移到菌种生长和SMPs的生成,不利于氢气的产出。利用GM（1,6）灰色模型对暗-光联合生物制氢过渡态进行建模,得出产氢量与稀释比、碳氮比和光照强度等因素呈正相关关系,而与氨根浓度和菌种量呈负向相关关系,模型的平均相对误差为7.87%,预测模拟效果较好。（4）通过对暗-光联合生物制氢过渡态产氢过程强化机理的研究,得出微量元素添加剂和发酵模式的调控可以显着提高系统的产氢能力。L-半胱氨酸和Fe3O4NPs的添加可以为产氢微生物的代谢营造一个还原性环境,300 mg/L L-半胱氨酸和100 mg/L Fe3O4NPs的添加,可使产氢量分别达到195.5±8.6 m L和190.81±7.6 m L,且固氮酶活性也达到最大,分别为1423±44和1322±32nmol C2H4/m L/h。此时,底物电子转移到氢气的比例最大,分别为29.94%和29.24%,更高的微量元素浓度会导致大量的能量转移到SMPs,抑制氢气的生成。同时添加L-半胱氨酸和Fe3O4NPs,二者的添加间隔时间对产气过程有显着影响,间隔时间12 h能够削弱两者发生的螯合反应对产氢代谢的抑制作用,此时的产氢量为234.55±7.5 m L,固氮酶的活性达到1725±60 nmol C2H2/m L/h,是对照组的2.12倍,35.94%底物电子转移到氢气,而间隔时间为24 h,则24.22%的底物电子转移到SMPs,造成大量的底物电子浪费。采用Han-Levenspiel模型对微量元素浓度及平均产氢速率间的动力学特性进行分析,得出添加L-半胱氨酸和Fe3O4NPs的发酵体系是非竞争抑制,即随着试剂的浓度增加,产氢抑制逐渐增强,L-半胱氨酸和Fe3O4NPs的临界浓度分别为4630.87 mg/L和1969.18 mg/L。半连续发酵模式最适宜于暗-光联合生物制氢过程,可以显着提高暗-光联合过渡态的产氢性能,并便于进行过渡态调控,对该模式进行工艺参数优化,得出最佳运行参数为置换体积为50%,置换时间为24 h,得到最大产氢速率8.44 m L/h,产氢量为1386.22±44.23 m L H2/g TOC,底物电子转移到氢气的比例为37.71%。
朱笔通[5]（2020）在《不产氧光合细菌氮代谢新途径的挖掘与环境调控机制》文中指出氮污染已扰乱生态系统并影响到人类健康和经济发展。自然界的氮循环过程主要由代谢多样性微生物构成的复杂代谢网络所驱动,因而微生物在生态系统的氮平衡以及氮污染治理等方面起着重要作用。近年来,新的氮代谢途径不断被发现,为氮污染环境的治理提供了新的视角和有效途径。不产氧光合细菌（Anaerobic Phototrophic Bacteria,APB）广泛分布于各种生境,对自然界碳氮硫等元素循环不可或缺。然而,它们适应环境变化的细胞代谢机制仍缺乏系统全面的认识。海洋着色菌（Marichroamtium gracilie）YL28分离自红树林特殊生境,不但能以高浓度亚硝氮为唯一氮源生长,也能高效去除水体无机三态氮,是目前对亚硝氮耐受和去除能力最高的APB菌株之一,但其脱氮机制,尤其是对亚硝氮利用和耐受机制尚不清楚。本文从比较基因组水平上解析了APB碳氮硫代谢通路,系统阐明了36株紫细菌的氮代谢途径以及YL28高效脱氮和耐受亚硝氮的分子机制,挖掘验证了APB氮代谢的1条新途径和1个新基因,提出了1条新型的微生物氮代谢途径。进一步以YL28为材料,阐明了YL28对于外界氮源扰动、光氧变化响应规律以及3条共存氮代谢途径之间相互协调关系。最后探究YL28对海水养殖水体氮污染的原位去除效果。主要研究结果如下:1.对数据库公布的36个APB菌株基因组分析表明,APB拥有7条氮代谢途径,首次在微生物中发现了非氨单加氧酶依赖的氨氧化途径。首次发现APB也具有异化硝酸盐还原至氨途径（DNRA）。首次发现紫硫细菌类群也拥有同化硝酸盐还原途径（ANR）。另外,APB中的固氮基因多源自基因水平转移,反硝化途径（DN）多为不完全反硝化。YL28菌株的硫代谢通路主要有硫氧化、异化硫还原和Sox系统,碳代谢主要有EMP、HMP、TCA、乙醛酸循环、还原性柠檬酸循环等,还含有重金属抗性蛋白、甜菜碱和duf2062等渗透压调节因子。2.蛋白序列比对和同源建模显示,ANR的NirA和DNRA的NrfA（Otr家族）与已知功能蛋白一致性仅有27.1%和19.2%,异源表达验证了这2个新基因的酶学功能,理化性质显示NirA和NrfA最适作用温度和pH分别为40℃、35℃和6.0、5.0。非氨单加氧酶依赖的氨氧化途径验证结果显示,Vc（羟自由基抑制剂）可抑制约80%的羟胺生成,过氧化氢（羟自由基促进剂）可提高50%羟胺生成量,表明羟胺的生成是羟自由基所致。酶活验证还表明有羟胺还原途径的存在,羟胺还原酶（Hcp）与已知功能蛋白序列的一致性为55.3%,最适作用温度和p H分别为35℃和6.0。3.共存氮代谢途径对环境氮扰动、光氧变化的响应和协调规律以及碳氮硫循环耦联关系。3条氮代谢途径关键酶基因转录水平结果显示:（1）ANR途径受氨氮明显抑制,2 mg/L氨氮可抑制50%的nirA表达量;DN途径受氨氮影响较小,硝氮、羟胺和亚硝氮对其有促进作用;4种无机氮均对DNRA途径有促进作用;羟胺还原途径受氨氮抑制,氨氮存在时,硝氮、羟胺和亚硝氮对其影响较小。（2）随硝氮浓度增加,ANR、DN和DNRA活性均提高,与低浓度硝氮相比,高浓度硝氮时的DN活性提高37倍（norB）和18倍（nar I）,ANR活性提高约36倍（nirA）,DNSR活性提高约2.5倍（nrf A）。（3）有光无光时,DN和ANR均发挥作用,DN表达量比无光时提高约28倍（norB）和20倍（narI）,ANR（nirA）表达量提高约24倍。无光时,ANR>DN>DNRA。（4）有氧无氧时,DN、ANR和DNRA均有活性,但厌氧环境更有利于其发挥作用;厌氧时,DN表达量比有氧时提高约37倍（norB）和16倍（narI）,ANR提高约20倍（nirA）,DNRA提高约3倍（nrf A）;好氧时,ANR表达能力高于DN和DNRA。（5）在厌氧有光/无光、在氨氮和硝氮/亚硝氮共存环境下,DN表达能力高于DNRA,ANR受显着抑制。通过基因富集分析,获得了碳氮硫耦联关键因子为glt B、glnA和cysE,实验结果表明YL28脱氮除硫最佳碳氮硫比例为C:N:S=7.56:6:5。4.YL28安全无毒。在有氧/低氧且不添加外部碳源条件下,YL28能同时有效去除氨和亚硝氮,并防止N过度流失。室内对虾养殖水体脱氮研究显示,YL28能够同时去除水体中高浓度氨氮（3.5 mg/L）和亚硝氮（1 mg/L）,在7 d内,约99.96%的亚硝氮和95.6%的氨氮被去除。在零交换水的大田对虾养殖水体中（20 d）,YL28显着抑制氨氮积累,亚硝氮脱除率达99.3%（1.25 mg/L）。综上所述,本文发现微生物具有一条新的非氨单加氧酶依赖的氨氧化途径,发现和验证了ANR和DNRA途径的2个新酶。YL28耐受高浓度亚硝氮和高效除氮的分子机制是细胞内3条氮代谢途径（DN、ANR和DNRA）相互协调所致,可在有光无光、有氧和厌氧条件下均具有除氮特性,这为氮污染的有效治理以及APB的合理施用提供了重要科学依据。
高小丽[6]（2020）在《Proteiniphilum acetatigenes PSB-W发酵培养基优化及其对糖类废水处理的应用》文中进行了进一步梳理我国水资源短缺、污染严重已成为公认的社会问题,传统的物理法的化学法都具有成本高、耗能大、会造成污泥膨胀与化学试剂二次污染的现象,而生物法可以有效避免这些问题,其中光合细菌由于高效、环保等优点已成为生物法的主要菌种,而其菌体具有菌绿素、类胡萝卜素等丰富的高价值资源,可以在处理废水的同时实现菌体资源循环利用,为废水处理提供新思路。因此,本研究以实验室前期分离得到的一株高产类胡萝卜素光合细菌Proteiniphilum acetatigenes PSB-W为试验菌种,利用无害模拟糖类废水为培养基通过控制不同光氧条件优化PSB-W菌株处理污水效能、菌体产量、色素产量,以及对PSB-W菌处理废水的能量代谢机制的影响进行了初步探讨,为光合细菌废水处理资源化提供理论基础。研究结果如下:（1）首先考察了不同种类以及不同浓度碳源、氮源、生长因子和无机盐组合对菌株生长的影响,筛选得到最优培养基成分,并根据单因素实验结果确定Box-Behnken设计水平,对菌株PSB-W培养基进行了响应面优化,最适培养基的成分为:柠檬酸7.8 g/L,玉米浆1.6g/L,NH4Cl 3.1g/L,Na2HPO4 2.05g/L,FeSO4 0.23g/L,MgSO4 0.5g/L 和Na2CO3 3g/L,此时菌体 OD600达到1.453。（2）分析了不同光照条件对光合细菌PSB-W处理废水效能以及在废水中菌体和色素产量的影响,在优先考虑废水处理效果的原则下,选择红色LED灯照,光照强度为4000 Lux,光照与黑暗时长循环周期为16L（Light）:8D（Dark）,培养时间为3d时去除废水效能与菌体产量均为最佳,COD去除率与NH3-N去除率分别达到80.9%、71.6%,菌体OD600达0.907±0.023,类胡萝卜素产量达到7.83±0.27mg/L,菌绿素产量为 6.77±0.54 mg/L。（3）分析了不同溶解氧条件对光合细菌PSB-W处理废水效能以及在废水中菌体和色素产量的影响,光合细菌PSB-W均在溶解氧为DO=0.3-0.9 mg/L的微氧组对糖废水的污染物去除效能和菌体产量以及色素产量均达到最大值,在此条件下COD去除率达到85.7%、NH3-N去除率达到73.2%,菌株OD值为1.247±0.028,类胡萝卜素、菌绿素含量分别达到 8.93±0.73mg/L、7.68±0.34mg/L。（4）研究发现菌株PSB-W在不同光源、光强、光周期环境条件下细胞色素C氧化酶活性基本没有变化,差异不显着（p>0.05）,表明呼吸代谢途径关键酶细胞色素氧化酶不受光照影响;在PSB-W处理废水72 h时,白炽灯和红色LED组的ATP产量显着高于黄色、蓝色、绿色和白色LED组（p<0.05）,在红色LED作为光源,光照强度为4000Lux,光暗周期为12L:12D时ATP产量显着高于其他光强（p<0.05）,说明适宜的光照能够诱导并促进光合产能代谢;在不同溶解氧浓度下细胞色素C氧化酶活性以及ATP产量都作出了响应,在溶解氧浓度为1-3 mg/L条件下细胞色素C氧化酶活性达到最大值12.263±1.015μmol/mg·min,在微氧条件下,ATP产量达到18.157±1.192 mg/g,但在此条件下ATP产量下降,可能是由于过量的溶解氧抑制了光合基因的表达,进而降低了光合产能效率。本研究采用光合细菌PSB-W以糖类模拟废水为生长基质,从光源、光照强度、光周期、溶解氧浓度四个方面对废水中菌株PSB-W生长以及COD去除率、NH3-N去除率,以及类胡萝卜素与菌绿素的影响进行了优化,并初步探讨了不同光氧控制条件下细胞色素C氧化酶活性与ATP产量的影响以解析光氧条件影响能量代谢和物质合成途径提高废水中光合细菌PSB-W的菌体产量及处理废水的机制,研究表明光合细菌PSB-W具有处理糖类废水并实现资源回收利用的可行性,为加快废水发展进程提供理论依据。
李国强[7]（2020）在《基于秸秆饲料化的光合菌改良及其发酵工艺研究》文中研究表明玉米秸秆富含粗纤维、总糖,并含少量蛋白质,是一种产量巨大的可再生资源。然而,这种资源未被合理利用,大部分被焚烧,不仅浪费资源而且污染环境。光合菌（Photosynthetic Bacteria,简称PSB）其蛋白含量高、营养要求低,并且能以发酵,避光好氧等多种方式生长,对生产单细胞蛋白饲料具有潜力。为将玉米秸秆转化为饲料,本文主要就复合诱变和细胞融合生物技术处理沼泽红假单胞菌（Rhodopseudomonas palustri）、球形红假单胞菌（Rhodopseudomonas sphaeroides）和荚膜红假单胞菌（Rhodopseudomonas capsulate）,发酵优化和饲养等方面进行了研究,以期获得性能优良的光合菌。将秸秆转化为蛋白饲料,不仅能提高玉米秸秆的利用价值,实现资源合理利用,还能解决焚烧秸秆带来的环境污染问题。以1.5%W/W（文中未注明处均为质量浓度）甲基磺酸乙酯（Ethyl methanesulfonate,简称EMS）和60s紫外线照射时间作为诱变剂对荚膜红假单胞菌进行复合诱变时,获得一株突变菌命名为FJM,经传代10次后,接种该菌株72 h对苯酚和木糖利用率分别为97.73%和94.44%。通过单因素实验,对FJM发酵玉米秸秆时接种量,时间,温度,摇床转速,糟层厚度,料水比进行优化。在此基础上利用正交实验进一步优化发酵各个参数,最终确定在糟层厚度4.5 cm、接种量为8%（v/v）,料水比1:10（秸秆g/蒸馏水g）、摇床转速120 rpm、温度31℃、发酵6 d条件下效果最佳,真蛋白从4.12%提高至23.87%,粗纤维从37.53%降低至14.37%,粗脂肪从4.43%提高至6.51%,粗灰分从4.0%降低至3.51%,发酵干糟含水率为9.97%。（对真蛋白,粗蛋白,粗脂肪,粗纤维,粗灰分测定结果均为干重）在30 mmol/L Ca2+浓度,35%PEG,20℃条件下,融合休哈塔假丝酵母（Candida shehatae）和沼泽红假单胞菌的原生质体15min,获得了一株融合子,命名为RZZ。经连续传代10次后,接种24 h对4 g/L木糖利用率为86.04%,较沼泽红假单胞菌和休哈塔假丝酵母分别提高196.84%和10.59%。根据Plackett-Burman法筛选温度、时间、接种量、糟层厚度、摇床转速、料水比,起始pH这7个发酵影响因子中具有显着效应的因子。在此基础上利用响应曲面法优化各发酵参数,最终确定在摇床转速120 r/min、pH7.0、料水比1:10、糟层4 cm、温度30℃、接种量9%（v/v）的条件发酵时间5 d效果最佳。发酵后真蛋白含量从4.12%提高至23.69%,粗纤维从37.53%降低至14.26%,粗脂肪从4.43%提高至6.55%,粗灰分从4.0%降低至3.23%,发酵干糟含水率为9.59%。为进一步降低光合细菌转化玉米秸秆制饲料的成本,将绿色木霉同改良菌FJM和RZZ混菌发酵,以期达到同时降低粗纤维和提高粗蛋白的目的。结果显示,融合子RZZ与绿色木霉分步发酵玉米秸秆能使粗蛋白含量从7.65%上升至25.37%、真蛋白从4.12%上升至18.87%,粗脂肪从4.69%上升至5.89%、灰分从4.06%降低至3.85%,发酵糟含水率为9.97%。发酵糟在40℃—50℃下烘干,制成颗粒后真空封装,在阴凉干燥存放30d后有效活菌数为4.83×104 cfu/g。以秸秆饲料为试验组,市售通威156号饲料为对照组研究秸秆饲料的养殖效果和养殖水体净化效果。结果显示,试验组草鱼的相对生长率为324.34%较对照组低48.78%,饵料系数1.2%较对照组低0.3%,但草鱼的存活率要高于对照组5%（数量比重）。养殖水体中pH和溶氧量无显着差别,试验组水质中氨氮含量由1.31 mg/L降低至0.65mg/L,对照组氨氮含量由1.35 mg/L上升至1.55 mg/L。试验组亚硝酸盐含量从0.153 mg/L降低至0.115 mg/L,对照组亚硝酸含量从0.151 mg/L上升至0.160 mg/L。由此可见,改良菌株FJM和RZZ均能有效利用玉米秸秆的降解产物供自身生长繁殖,将秸秆降解产物转化为单细胞蛋白,实现玉米秸秆到蛋白饲料的转化,提高了玉米秸秆的饲用价值。改良菌发酵秸秆制得饲料能有效降低水质中亚硝酸盐和氨氮含量,改善水质,提高鱼类成活率,因此利用改良光合菌发酵玉米秸秆生产高蛋白活性饲料在鱼类养殖业中具有较大潜力。
田启文[8]（2020）在《光合细菌的分离鉴定与发酵条件优化及在水产养殖中的应用》文中认为随着我国淡水养殖业的快速发展,高密度、集约化和工厂化的养殖模式对养殖环境造成严重污染,残余饵料、水产动物排泄物和浮游生物残体的堆积,使养殖水体无机三态氮浓度超标,危害水产动物健康,不利于我国淡水养殖业的可持续发展。而益生菌制剂中的光合细菌具有独特的代谢方式,能够有效地去除养殖水体中无机三态氮,提高养殖水体溶氧量,净化养殖水体,具有广阔的发展前景。本研究采用双层平板法从淡水养殖基地底泥中分离筛选出两株光合细菌HG315-1和HG315-2,通过生理生化实验和16S r DNA序列测定,对菌株HG315-1和HG315-2进行鉴定,并且优化两株菌培养基成分和培养条件,然后探讨两株菌在不同污染程度的氨氮、亚硝氮和硝态氮为唯一氮源的模拟污水中的生长情况,最后将模拟污水实验中性能较好的菌株结合纳米Fe3O4,建立高密度快速发酵技术,并应用于当地长吻鮠鱼养殖,探究其在长吻鮠鱼养殖中水质净化效果。通过生理生化实验和16S r DNA序列测定等实验,鉴定出菌株HG315-1和HG315-2分别为紫色非硫细菌科、红细菌属Rhodobacter sp.和紫色非硫细菌科、红细菌属、荚膜红细菌Rhodobacter capsulatus。培养基和培养条件优化实验表明:菌株HG315-1的培养基最优配方为乙酸钠3.5 g/L、氯化铵0.5 g/L、酵母膏2.5 g/L、磷酸氢二钾0.9 g/L、硫酸镁0.5g/L、微量元素1 ml、生长因子1 ml、p H 8.0;菌株HG315-2的培养基最优配方为乙酸钠3g/L、氯化铵0.7 g/L、酵母膏2.5 g/L、磷酸氢二钾0.9 g/L、硫酸镁0.5 g/L、微量元素1 ml、生长因子1 ml、p H 7.0。去除模拟污水中无机三态氮实验表明:HG315-1和HG315-2均对氨氮有高效的去除能力,当氨氮浓度为29.69 mmol/L时,氨氮的去除率分别为81.88%、76.7%;HG315-1和HG315-2能够耐受一定浓度的亚硝氮,当亚硝氮浓度为13.54 mmol/L时,亚硝氮的去除率分别为68.18%、58.82%;HG315-1和HG315-2对硝态氮去除效果最好,当硝态氮浓度为19.12 mmol/L时,硝态氮的去除率分别为91.83%和100%;长吻鮠鱼养殖水体净化实验表明:经十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）修饰后的纳米Fe3O4结合光合细菌HG315-1进行高密度快速发酵,发酵浓度提高14.6%,菌液细胞浓度达到2×109个/cfu,按照1 kg/亩泼洒在长吻鮠鱼养殖池塘,使养殖水体中氨氮和亚硝氮浓度均降低90%左右,稳定养殖水体p H,增加养殖水体溶氧量,将养殖水体透明度提高6 cm左右,在水产养殖中拥有广阔的应用前景。
赵亚宣[9]（2019）在《光合细菌固定化及其去除污水中氮磷的研究》文中认为光合细菌广泛应用于废水处理领域,其优点是代谢方式多样,对有机物的耐受能力高。但在废水处理过程中,光合细菌菌体容易被冲走,造成菌体流失,严重限制了光合细菌在废水处理中的效果和成本。本研究从光合细菌的吸附固定和絮凝固定两方面入手探究了固定化光合细菌对污水中氮磷及COD的去除情况。首先针对接种量和初始pH这两个因素对光合细菌的培养条件进行优化。在接种量为10%、20%、30%的条件下对光合细菌的生长情况进行了探究。在接种量为20%时,5天后细菌就进入稳定阶段,OD660nm高达1.74±0.06。不同初始pH（5.0、6.0、7.0、8.0、9.0、10.0）对光合细菌生长影响显着。当pH为8.0时,最终细胞量积累最多,OD660nm稳定在1.70左右。选择玻璃纤维、短切活性炭纤维、毡状活性炭纤维为光合细菌附着固定的材料。通过对悬浮菌液OD660nm的测定和扫描电镜的观察,表明了玻璃纤维较活性炭纤维更加适合该光合细菌的附着。将悬浮培养的细菌作为对照,与玻璃纤维（干热、湿热预处理）固定后的细菌对比,探究了附着固定化光合细菌对污水中氮磷及COD的去除效果。将整个实验的进程分为三个阶段,第一阶段（0-8天）是将不同预处理后的玻璃纤维和菌种投加至模拟污水中进行培养。第二阶段（8-14天）是在第一阶段完成后,重新更换模拟污水。第三阶段（14-22天）是在第二阶段完成后重新更换模拟污水。实验结果表明,干热预处理组的玻璃纤维在前两个阶段对氨氮和磷酸盐去除效果最好,第二阶段结束后,污水中氨氮的浓度为48.86±2.07 mg/L,去除率达到75.00%,磷酸盐的浓度为51.70±0.56 mg/L,去除率达到64.90%。第三阶段与前两个阶段相比较,出现少量菌体流失现象,导致氨氮、磷酸盐的去除率有所降低。三阶段结束干热预处理组的COD去除量达到1079.56 mg/L。综上,干热预处理后的玻璃纤维效果最优。絮凝固定的实验中,选择硫酸铁、六水合氯化铝、聚合硫酸铝、壳聚糖四种絮凝剂对光合细菌的絮凝效率进行了探究。硫酸铁、六水合氯化铝、聚合硫酸铝对光合细菌的絮凝效率均达到99%以上;壳聚糖可达89%。但考虑到铁盐和铝盐对生物活性的影响,此外还有絮凝剂的用量和成本问题,壳聚糖更适合用来絮凝光合细菌,且适宜浓度为0.012 g/L。随后探究了壳聚糖絮凝固定后,絮凝体对模拟污水中氨氮、磷酸盐、COD去除的影响。结果表明壳聚糖固定光合细菌后的絮凝体在投加量为10%时处理效果最好,氨氮浓度降至39.64±8.47 mg/L,磷酸盐降至60.26±4.83 mg/L,COD的去除量为 1163.72 mg/L。
李学领[10]（2020）在《水体中氮的仿生脱除方法研究》文中指出水体中氮的脱除一直是环境治理关注的重点问题。目前业已开发了许多脱氮方法。其中生物脱氮法以其突出的生态相容、高效益、低成本、操作灵活等特点得到广泛关注,使其成为水体脱氮的主要方法。然而生物脱氮法亦存在着处理废水周期较长的不足。而且,由于氮（N）是生物必须营养元素,所以当其在水体中的含量较低时,生物的存活数量大大降低,致使生物法在水体的深度脱氮处理应用中效率较低。而随着环保要求的不断提高,水体的深度脱氮处理技术需求日益增加,因此仍迫切需要开发经济、高效且环境友好型的水体脱氮技术。本工作首先选取脱氮硫杆菌、大肠杆菌、沼泽红假单胞菌和深红红螺菌四种水体中最常见的微生物,考察它们对氨氮和硝态氮的脱除能力。微生物脱氮的实验结果显示:所选四个菌种均具有脱氮能力,表明水体中含有较多可用于脱氮的菌群;菌群在缺氧或厌氧环境脱氮效果较好;光照条件有利于脱氮。为仿生脱氮机制和工艺条件提供必要的指导和借鉴。鉴于生物脱氮法在氮浓度低时效率明显下降,受水体具有自净化功能的启发,本工作拟在接近自然水体环境（p H,光照）下,开发“仿生”脱氮技术。结果显示:以水体中常见的、且对太阳光有较强吸收的过渡金属（铁、锰、铜等）化合物作为催化剂,在太阳光或模拟太阳光照下,氨氮脱除率可高达90%以上,残余氨氮浓度小于2 mg L-1,总氮降到10 mg L-1以下,达到国家污水排放标准。溶液p H值、光照强度及波长对脱氮效果有显着影响;无机盐或草酸、酒石酸、柠檬酸、乙酸等共存组分则影响较小。经质谱检测,氨氮和硝态氮均以氮气（N2）形式排放。而氮氧化物等有毒气体则未检出。表明没有出现污染转移或二次污染。相比于“纯”生物脱氮法,本工作研发的“仿生”脱氮方法既保留了生物脱氮的环境相容优势,又缩短了水体治理所需要的时间,所用试剂经济易得,其中所含物种均为自然水体中普遍存在物种,脱氮过程中未向体系中添加任何有害元素,是一种环境友好型处理工艺。
二、Factors influencing the purification efficiency of photosynthetic bacteria（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、Factors influencing the purification efficiency of photosynthetic bacteria（论文提纲范文）
（1）过氧化钙联合微生物菌剂治理黑臭水体的探究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国黑臭水体污染现状 |
| 1.2 黑臭水体成因及黑臭机理 |
| 1.2.1 黑臭水体成因 |
| 1.2.2 致黑机理 |
| 1.2.3 致臭机理 |
| 1.3 黑臭水体修复方法概况 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 研究目的、内容及创新点 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.5 研究的技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验对象 |
| 2.1.2 实验样品的采集与处理 |
| 2.1.3 实验样品的理化性质 |
| 2.1.4 实验药菌 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 监测指标及测定方法 |
| 2.2.2 实验装置 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 过氧化钙对黑臭水体治理效果的探究 |
| 2.3.2 过氧化钙联合微生物菌剂对黑臭水体治理效果的探究 |
| 第3章 过氧化钙对黑臭水体治理效果的探究 |
| 3.1 实验结果分析 |
| 3.1.1 对水体COD和高锰酸钾指数的影响 |
| 3.1.2 对水体TN、NH_4~+-N和TP的影响 |
| 3.1.3 对水体DO和pH的影响 |
| 3.1.4 对底泥AVS的影响 |
| 3.1.5 对底泥TOC的影响 |
| 3.1.6 对底泥ORP的影响 |
| 3.2 本章小结 |
| 第4章 过氧化钙联合微生物菌剂对黑臭水体治理效果的探究 |
| 4.1 过氧化钙联合单独菌剂对黑臭水体治理效果的探究 |
| 4.1.1 对水体COD和高锰酸钾指数的影响 |
| 4.1.2 对水体TN、NH_4~+-N和TP的影响 |
| 4.1.3 对水体DO和pH的影响 |
| 4.1.4 对底泥AVS的影响 |
| 4.1.5 对底泥TOC的影响 |
| 4.1.6 对底泥ORP的影响 |
| 4.2 过氧化钙联合混合菌对黑臭水体治理效果的探究 |
| 4.2.1 对水体COD和高锰酸钾指数的影响 |
| 4.2.2 对水体TN、NH_4~+-N和TP的影响 |
| 4.2.3 对水体DO和pH的影响 |
| 4.2.4 对底泥AVS的影响 |
| 4.2.5 对底泥TOC的影响 |
| 4.2.6 对底泥ORP的影响 |
| 4.3 不同化学-微生物组合修复技术的治理效果对比及经济性分析 |
| 4.3.1 不同化学-微生物组合修复技术的治理效果对比 |
| 4.3.2 经济性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（2）一株内循环流水养殖池塘光合细菌的分离鉴定及氮磷去除能力的研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.1.1 菌株 |
| 1.1.2 仪器与试剂 |
| 1.1.3 富集培养基 |
| 1.2 分离鉴定 |
| 1.3 培养条件优化 |
| 1.4 去污能力研究 |
| 1.5 数据分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 分离鉴定 |
| 2.1.1 形态学鉴定 |
| 2.1.2 生理生化鉴定 |
| 2.1.3 16S rDNA基因序列分析及构建系统发育树 |
| 2.1.4 吸收光谱测定 |
| 2.2 最优培养条件的研究 |
| 2.2.1 菌株GR01的生长曲线 |
| 2.2.2 温度对菌株GR01生长的影响 |
| 2.2.3 pH对菌株GR01生长的影响 |
| 2.2.4 盐度对菌株GR01生长的影响 |
| 2.3 氮磷去除能力的研究 |
| 2.3.1 光合细菌对氨氮的去除 |
| 2.3.2 光合细菌对亚硝酸盐氮的去除 |
| 2.3.3 光合细菌对总氮的去除 |
| 2.3.4 光合细菌对总磷的去除 |
| 3 讨论 |
| 3.1 菌株GR01的分离鉴定与培养条件优化的研究 |
| 3.2 光合细菌对氮磷去除能力的研究 |
| 3.2.1 光合细菌对氨氮的去除 |
| 3.2.2 光合细菌对亚硝酸盐氮的去除 |
| 3.2.3 光合细菌对总氮的去除 |
| 3.2.4 光合细菌对总磷的去除 |
| 4 结论 |
（3）玄武岩纤维对玉米秸秆光合生物产氢影响的实验研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 添加剂在光合生物产氢中的应用 |
| 1.3 玄武岩纤维研究现状 |
| 1.3.1 玄武岩纤维的基本特性 |
| 1.3.2 玄武岩纤维的应用 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验材料及方法 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 光合细菌 |
| 2.2.2 秸秆与玄武岩纤维 |
| 2.3 实验药品及仪器 |
| 2.3.1 实验药品 |
| 2.3.2 实验仪器 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 氢气含量测定 |
| 2.4.2 还原糖含量测定方法 |
| 2.4.3 有机酸含量测定方法 |
| 2.4.4 光合细菌干重测定 |
| 2.5 动力学分析 |
| 2.5.1 细菌生长动力学分析 |
| 2.5.2 产氢动力学分析 |
| 2.5.3 玉米秸秆转化率分析 |
| 3 玄武岩纤维添加量对光合生物产氢的影响 |
| 3.1 气相实验结果 |
| 3.1.1 氢气含量 |
| 3.1.2 产氢速率 |
| 3.1.3 累计产氢量 |
| 3.1.4 动力学分析 |
| 3.2 液相实验结果 |
| 3.2.1 pH值 |
| 3.2.2 有机酸含量 |
| 3.2.3 还原糖含量 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 玄武岩纤维颗粒度对光合生物产氢的影响 |
| 4.1 气相实验结果 |
| 4.1.1 氢气含量 |
| 4.1.2 产氢速率 |
| 4.1.3 累计产氢量 |
| 4.1.4 动力学分析 |
| 4.2 液相实验结果 |
| 4.2.1 pH值 |
| 4.2.2 有机酸含量 |
| 4.2.3 还原糖含量 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 玄武岩纤维影响光合产氢的机制分析 |
| 5.1 光合细菌 |
| 5.2 发酵底物 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| ABSTRACT |
| 攻读硕士学位期间的科研情况 |
（4）暗-光联合生物制氢过渡态研究及其过程调控（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 氢能源发展现状 |
| 1.2 生物制氢技术 |
| 1.2.1 暗发酵生物制氢 |
| 1.2.2 光合生物制氢 |
| 1.2.3 暗光联合生物制氢 |
| 1.3 研究目的、意义及内容 |
| 1.3.1 研究目的和意义 |
| 1.3.2 研究内容和技术路线 |
| 第二章 暗-光联合生物制氢过程中暗发酵过程特性及其优化 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 产氢原料 |
| 2.1.2 产氢菌种 |
| 2.1.3 实验装置 |
| 2.1.4 主要仪器设备和试剂 |
| 2.1.5 标准曲线的标定和测试方法 |
| 2.1.6 实验设计 |
| 2.1.7 实验数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 发酵方式对暗发酵产氢过程的影响 |
| 2.2.2 pH对暗发酵阶段产氢的影响 |
| 2.2.3 温度对暗发酵阶段产氢的影响 |
| 2.2.4 底物浓度对暗发酵阶段产氢的影响 |
| 2.2.5 纤维素酶酶负荷对暗发酵阶段产氢的影响 |
| 2.2.6 接种量对暗发酵阶段产氢的影响 |
| 2.2.7 CCD响应面优化 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 暗-光联合生物制氢过程中光合生物制氢特性及其影响规律 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 产氢菌种 |
| 3.1.2 主要仪器设备 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.1.4 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 光合细菌的光谱吸收特性 |
| 3.2.2 光合细菌的生长动力学特性 |
| 3.2.3 工艺调控对光合细菌的产氢特性和产氢动力学的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 暗-光联合生物制氢过渡态特性及其调控 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验原料 |
| 4.1.2 产氢菌种 |
| 4.1.3 主要仪器设备和试剂 |
| 4.1.4 实验方法 |
| 4.1.5 电子平衡分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 工艺调控对产氢量的影响 |
| 4.2.2 工艺调控对发酵液的理化特性的影响 |
| 4.2.3 工艺调控对底物电子转移的影响 |
| 4.2.4 工艺调控对产氢动力学的影响 |
| 4.2.5 过渡态工艺调控的灰色关联度 |
| 4.2.6 过渡态工艺调控的灰色预测模型 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 暗-光联合生物制氢过渡态强化过程研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验原料 |
| 5.1.2 产氢菌种 |
| 5.1.3 反应装置 |
| 5.1.4 主要仪器设备和试剂 |
| 5.1.5 实验方法 |
| 5.1.6 数据分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 添加剂对细菌的生长和絮凝能力的强化的影响 |
| 5.2.2 添加剂及运行模式调控对产氢量的影响 |
| 5.2.3 添加剂和运行模式调控对发酵液的理化特性的影响 |
| 5.2.4 基于产氢动力学特性的宏观制氢强化机理分析 |
| 5.2.5 基于电子转移的微观强化机理分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| ABSTRACT |
| 攻读博士学位期间科研情况 |
（5）不产氧光合细菌氮代谢新途径的挖掘与环境调控机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 海水养殖水体氮污染 |
| 1.1.1 海水养殖水体氮污染现状 |
| 1.1.2 海水养殖水体脱氮技术 |
| 1.1.3 微生态制剂在养殖水体中的应用 |
| 1.1.4 微生物氮循环与氮污染治理 |
| 1.1.5 海水养殖水体中的微生态制剂 |
| 1.2 微生物的氮循环途径 |
| 1.2.1 微生物驱动的氮循环 |
| 1.2.2 氮循环途径的新认识 |
| 1.3 氮循环途径调控 |
| 1.3.1 植物和真菌氮代谢调控 |
| 1.3.2 原核微生物氮代谢的调控 |
| 1.3.3 氮循环与碳、硫循环的耦联 |
| 1.4 不产氧光合细菌 |
| 1.4.1 不产氧光合细菌的氮循环 |
| 1.4.2 不产氧光合细菌的生物脱氮 |
| 1.5 课题研究思路及主要研究内容 |
| 1.6 本文创新点 |
| 第2章 基于APB基因组水平的氮循环及CNS耦联机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 基因组获取 |
| 2.2.2 系统发育树的构建 |
| 2.2.3 基因组可变区与保守区的比较分析 |
| 2.2.4 核心基因组、泛基因组和独特基因组的比较分析 |
| 2.2.5 基因岛预测 |
| 2.2.6 氮循环、硫循环与环境适应性分析 |
| 2.2.7 碳、硫、氮代谢途径耦联关系的基因富集分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 紫细菌全基因组特征分析 |
| 2.3.2 紫细菌系统发育和进化分析 |
| 2.3.3 紫细菌全基因组比较分析 |
| 2.3.4 基因富集分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 紫细菌的进化关系 |
| 2.4.2 紫细菌的氮硫代谢途径和耐盐分析 |
| 2.4.3 YL28菌株环境适应性分子机制 |
| 2.4.4 紫硫细菌氮硫代谢耦联机制分析 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 APB氮代谢新功能基因验证 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料 |
| 3.2.2 培养基及培养条件 |
| 3.2.3 生物信息学分析关键酶 |
| 3.2.4 酶基因的异源表达 |
| 3.2.5 体外酶活测定 |
| 3.2.6 pH、温度对酶活的影响 |
| 3.2.8 温度稳定性测定 |
| 3.2.9 非Amo依赖的氨氧化途径验证实验设计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 氮循环的关键酶基因的预测与分析 |
| 3.3.2 关键酶理化特性预测分析 |
| 3.3.3 关键酶的系统发育分析 |
| 3.3.4 关键酶结构模型保守性比对分析 |
| 3.3.5 基因组DNA和质粒载体的检测 |
| 3.3.6 目的基因的检测 |
| 3.3.7 3个重组菌E.coli(nrf A/nir A/hcp)的构建与鉴定 |
| 3.3.8 重组蛋白的鉴定 |
| 3.3.9 重组酶的体外酶活测定及酶学性质的研究 |
| 3.3.10 非氨单加氧酶依赖的氨氧化及羟胺还原途径的挖掘 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 M.gracile YL28 氮循环的调控机制探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 研究材料 |
| 4.2.2 主要试剂和仪器 |
| 4.2.3 培养基、试剂配制 |
| 4.2.4 qPCR样品处理 |
| 4.2.5 基因定量分析方法 |
| 4.2.6 不同组合无机氮源对YL28无机氮脱除影响 |
| 4.2.7 不同碳氮硫体系对YL28脱氮除硫能力的影响 |
| 4.2.8 无机氮、硫酸根及乙酸的测定 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 氮源组合对YL28脱氮能力的影响 |
| 4.3.2 碳、氮、硫复合体系对YL28代谢能力的影响 |
| 4.3.3 引物特异性验证及RNA提取结果 |
| 4.3.4 培养基及培养条件 |
| 4.3.5 复合氮源对氮代谢途径基因表达影响 |
| 4.3.6 光、氧及硝氮对氮代谢途径基因表达影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 M.gracile YL28 对养殖水体氮调控能力评估 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 材料 |
| 5.2.2 主要试剂与仪器 |
| 5.2.4 YL28对ICR小鼠与海水养殖水体青鳉毒性试验 |
| 5.2.5 无机三氮的测定 |
| 5.2.6 室内对虾养殖水体无机氮的脱除 |
| 5.2.7 对虾大田养殖水体无机氮脱除 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 M.gracile YL28 急性毒性评价 |
| 5.3.2 M.gracile YL28 室内养殖体系的脱氮效果分析 |
| 5.3.3 M.gracile YL28 大田养殖的脱氮效果分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文和研究成果 |
（6）Proteiniphilum acetatigenes PSB-W发酵培养基优化及其对糖类废水处理的应用（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1.前言 |
| 1.1 废水处理研究现状 |
| 1.1.1 我国水资源污染状况 |
| 1.1.2 污水处理方法 |
| 1.1.3 生物法处理技术 |
| 1.1.4 生物法处理污水的优势 |
| 1.1.5 废水中资源回收技术现状 |
| 1.2 光合细菌处理废水技术的研究现状 |
| 1.2.1 光合细菌的营养功能及应用价值 |
| 1.2.2 光合细菌污水处理原理 |
| 1.2.3 光合细菌处理效果的主要影响因素 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 本项研究目的与意义 |
| 1.5 技术路线图 |
| 2 光合细菌PSB-W培养基的优化 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 碳源对菌株PSB-W生长的影响 |
| 2.3.2 氮源对菌株PSB-W生长的影响 |
| 2.3.3 生长因子对菌株PSB-W生长的影响 |
| 2.3.4 无机盐对菌株PSB-W生长的影响 |
| 2.3.5 响应面优化 |
| 2.4 结论 |
| 2.5 讨论 |
| 3 光照条件对光合细菌PSB-W处理糖类废水的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 光源对菌株PSB-W处理糖类废水的影响 |
| 3.3.2 光照强度对菌株PSB-W处理糖类废水的影响 |
| 3.3.3 光周期对菌株PSB-W处理糖类废水的影响 |
| 3.4 结论 |
| 3.5 讨论 |
| 4 溶解氧对光合细菌PSB-W处理糖类废水的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 溶解氧对污染物去除效能的影响 |
| 4.3.2 溶解氧对废水中菌体生物量的影响 |
| 4.3.3 溶解氧对废水中色素产量的影响 |
| 4.4 结论 |
| 4.5 讨论 |
| 5 光合细菌PSB-W处理糖类废水的代谢机制初探 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 细胞色素C氧化酶活性对光照条件的响应 |
| 5.3.2 ATP产量对对光照条件的响应 |
| 5.3.3 细胞色素C氧化酶活性对溶解氧条件的响应 |
| 5.3.4 ATP产量对溶解氧条件的响应 |
| 5.4 结论 |
| 5.5 讨论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
（7）基于秸秆饲料化的光合菌改良及其发酵工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 绪论 |
| 1.1 玉米秸秆 |
| 1.1.1 秸秆资源 |
| 1.1.2 秸秆降解 |
| 1.1.3 秸秆利用现状 |
| 1.1.4 秸秆饲料化研究 |
| 1.2 光合细菌 |
| 1.2.1 光合菌特性 |
| 1.2.2 光合菌利用现状 |
| 1.2.3 光合菌产蛋白饲料研究 |
| 1.3 研究思路与意义 |
| 1.3.1 研究思路 |
| 1.3.2 目的与意义 |
| 1.3.3 创新点 |
| 2 诱变与发酵性能研究 |
| 2.1 材料 |
| 2.1.1 菌种与原料 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 主要试剂 |
| 2.1.4 主要仪器 |
| 2.2 方法 |
| 2.2.1 实验流程 |
| 2.2.2 研究内容 |
| 2.2.3 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 生长曲线 |
| 2.3.2 诱变剂的影响 |
| 2.3.3 诱变结果 |
| 2.3.4 诱变菌对木糖和酚利用 |
| 2.3.5 工艺优化与发酵性能比较 |
| 2.3.6 分子鉴定结果 |
| 2.4 小结 |
| 3 原生质体融合与发酵工艺优化 |
| 3.1 材料 |
| 3.1.1 菌种与原料 |
| 3.1.2 培养基 |
| 3.1.3 主要试剂 |
| 3.1.4 主要仪器 |
| 3.2 方法 |
| 3.2.1 实验流程 |
| 3.2.2 研究内容 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 生长曲线 |
| 3.3.2 原生质体制备与融合条件 |
| 3.3.3 原生质体融合结果 |
| 3.3.4 融合子木糖利用 |
| 3.3.5 工艺优化与发酵性能比较 |
| 3.3.6 分子鉴定结果 |
| 3.4 小结 |
| 4 改良菌与绿色木霉混菌工艺 |
| 4.1 材料 |
| 4.1.1 材料与菌种 |
| 4.1.2 主要设备与仪器 |
| 4.1.3 主要培养基 |
| 4.1.4 主要试剂 |
| 4.2 方法 |
| 4.2.1 发酵剂制备 |
| 4.2.2 混菌发酵 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 FJM混菌发酵对比 |
| 4.3.2 RZZ混菌发酵对比 |
| 4.4 小结 |
| 5 秸秆饲料养殖试验 |
| 5.1 材料 |
| 5.1.1 原料 |
| 5.1.2 主要试剂 |
| 5.1.3 主要设备 |
| 5.1.4 主要培养基 |
| 5.2 方法 |
| 5.2.1 实验流程 |
| 5.2.2 研究内容 |
| 5.2.3 测定方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 有效活菌数测定 |
| 5.3.2 草鱼生长情况测定 |
| 5.3.3 养殖水体水质测定 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表论文及科研成果 |
| 致谢 |
（8）光合细菌的分离鉴定与发酵条件优化及在水产养殖中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 淡水养殖现状 |
| 1.3 淡水养殖存在的问题 |
| 1.4 益生菌制剂 |
| 1.4.1 益生菌制剂的发展状况 |
| 1.4.2 益生菌制剂的分类 |
| 1.4.3 益生菌在淡水养殖中的应用 |
| 1.5 光合细菌介绍 |
| 1.6 光合细菌的发展状况及概述 |
| 1.7 光合细菌的应用 |
| 1.8 研究的目的意义和主要内容 |
| 1.8.1 研究目的意义 |
| 1.8.2 主要研究内容 |
| 第2章 光合细菌的分离、筛选和鉴定 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 菌种来源 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 主要仪器和设备 |
| 2.2.4 实验方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 光合细菌的富集 |
| 2.3.2 光合细菌的分离与纯化 |
| 2.3.3 光合细菌形态观察 |
| 2.3.4 菌株生理生化特征 |
| 2.3.5 16SrDNA序列测定 |
| 2.3.6 菌株系统发育树构建 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 光合细菌生长特性及培养基成份优化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与设备 |
| 3.2.1 菌种来源 |
| 3.2.2 培养基 |
| 3.2.3 主要仪器设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 培养基成分优化 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 培养基成分优化 |
| 3.4.2 培养条件优化 |
| 3.4.3 培养基和培养条件优化前后生长曲线对比 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 光合细菌对模拟污水中无机三态氮去除实验 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验菌株 |
| 4.2.2 实验试剂 |
| 4.2.3 实验所需主要仪器 |
| 4.2.4 实验方法 |
| 4.2.5 实验所需溶液配制 |
| 4.2.6 标准曲线的绘制 |
| 4.2.7 无机三态氮的测量与计算 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.0 氨氮、亚硝氮、硝态氮标准曲线的绘制 |
| 4.3.1 两株菌对氨氮去除特性比较 |
| 4.3.2 两株菌对亚硝氮去除特性比较 |
| 4.3.3 两株菌对硝态氮去除特性比较 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 光合细菌高密度快速发酵及在长吻鮠鱼养殖中的水质净化作用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验对象 |
| 5.2.3 实验菌株 |
| 5.2.4 主要试剂 |
| 5.2.5 主要仪器和设备 |
| 5.2.6 实验方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 纳米Fe_3O_4的制备与修饰 |
| 5.3.2 光合细菌和纳米Fe_3O_4 Zeta电位的测定 |
| 5.3.3 纳米Fe_3O_4促进光合细菌生长实验 |
| 5.3.4 光合细菌大规模发酵培养 |
| 5.3.5 泼洒前养殖水体指标检测 |
| 5.3.6 泼洒前氨氮和亚硝氮指标检测 |
| 5.3.7 光合细菌泼洒 |
| 5.3.8 泼洒后养殖池塘指标变化 |
| 5.3.9 泼洒后养殖水体中氨氮和亚硝氮指标变化 |
| 5.3.10 光合细菌泼洒后养殖水体透明度变化 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 研究生期间文章成果展示 |
| 致谢 |
（9）光合细菌固定化及其去除污水中氮磷的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 光合细菌的概述 |
| 1.1.1 光合细菌的特性 |
| 1.1.2 光合细菌的分类 |
| 1.2 光合细菌的应用 |
| 1.2.1 在污水处理方面的应用 |
| 1.2.2 在水产养殖方面的应用 |
| 1.2.3 在农业方面的应用 |
| 1.2.4 在活性物质提取方面的应用 |
| 1.2.5 在生物制氢方面的应用 |
| 1.3 光合细菌的固定化 |
| 1.3.1 固定化微生物技术 |
| 1.3.2 固定化光合细菌技术 |
| 1.3.3 载体的分类与选择 |
| 1.3.4 絮凝固定化 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.5 创新点 |
| 2 培养条件的优化 |
| 2.1 菌种 |
| 2.2 培养基 |
| 2.3 实验材料 |
| 2.3.1 实验主要试剂 |
| 2.3.2 实验主要仪器 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 光合细菌菌种形态的观察 |
| 2.4.2 光合细菌的活细胞光谱扫描 |
| 2.4.3 菌体浓度的测定 |
| 2.4.4 接种量影响光合细菌生长的实验方法 |
| 2.4.5 初始pH影响光合细菌生长的实验方法 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 光合细菌的形态 |
| 2.5.2 光合细菌活细胞光谱扫描 |
| 2.5.3 接种量对光合细菌生长的影响 |
| 2.5.4 初始pH值对光合细菌生长的影响 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 光合细菌附着固定及其对去除污水中氮磷的研究 |
| 3.1 模拟污水的各项指标 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 吸附材料 |
| 3.2.2 实验主要试剂 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 三种附着载体的投加对光合细菌菌液浓度的测定 |
| 3.3.2 扫描电镜的观察 |
| 3.3.3 玻璃纤维的预处理方法 |
| 3.3.4 氨氮浓度的测定 |
| 3.3.5 磷酸盐浓度的测定 |
| 3.3.6 COD的测定 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 三种附着载体的投加对光合细菌生长的影响 |
| 3.4.2 菌体附着在载体上的微观表征 |
| 3.4.3 玻璃纤维附着固定化光合细菌去除污水中氮磷COD的研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 光合细菌的絮凝固定及其去除污水中氮磷的研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 絮凝效率 |
| 4.2.2 絮凝剂的配制方法 |
| 4.2.3 壳聚糖絮凝固定化光合细菌处理污水中氮磷COD的方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 硫酸铁对光合细菌的絮凝固定 |
| 4.3.2 六水合氯化铝对光合细菌的絮凝固定 |
| 4.3.3 聚合硫酸铝对光合细菌的絮凝固定 |
| 4.3.4 壳聚糖对光合细菌的絮凝固定 |
| 4.3.5 壳聚糖絮凝固定化光合细菌去除污水中氮磷的研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 6 附录 |
| 7 参考文献 |
| 8 攻读硕士学位期间发表论文情况 |
| 9 致谢 |
（10）水体中氮的仿生脱除方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 水体中氮的来源及危害 |
| 1.1.1 水体中氨氮的来源及危害 |
| 1.1.2 水体中硝态氮的来源及危害 |
| 1.2 水体中氨氮的脱除方法 |
| 1.2.1 物理脱除方法 |
| 1.2.2 化学脱除方法 |
| 1.2.3 生物脱除方法 |
| 1.3 水体中硝态氮的脱除方法 |
| 1.3.1 物理脱除方法 |
| 1.3.2 化学脱除方法 |
| 1.3.3 生物脱除方法 |
| 1.4 本论文的主要研究内容及意义 |
| 第二章 微生物对水体中氮的脱除考察 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 培养基的配置 |
| 2.2.2 接种培养 |
| 2.2.3 分析方法与计算公式 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 无光照下微生物对水体中氮的脱除作用 |
| 2.3.2 光合细菌对水体的脱氮作用 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 水体中氨氮的仿生脱除 |
| 3.1 实验试剂及仪器 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 光催化剂的制备 |
| 3.2.2 氨氮的仿生脱除 |
| 3.2.3 脱氨氮的动力学分析 |
| 3.2.4 分析方法与计算公式 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 pH对脱氨氮的影响 |
| 3.3.2 不同过渡金属氧化物对氨氮的脱除比较 |
| 3.3.3 光对脱除氨氮的影响 |
| 3.3.4 共存组分对脱除氨氮的影响 |
| 3.3.5 脱氮过程中溶液上方气体分析 |
| 3.3.6 仿生脱除氨氮的原理分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 水体中硝态氮的仿生脱除 |
| 4.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.1 实验试剂 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 水体中硝酸铵的仿生脱除 |
| 4.2.2 硝态氮的仿生脱除 |
| 4.2.3 分析方法与计算公式 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 硝酸铵的仿生脱除 |
| 4.3.2 硝态氮的仿生脱除 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 在学期间取得的科研成果和科研情况说明 |
| 致谢 |
四、Factors influencing the purification efficiency of photosynthetic bacteria（论文参考文献）
- [1]过氧化钙联合微生物菌剂治理黑臭水体的探究[D]. 吴越. 山东大学, 2021(12)
- [2]一株内循环流水养殖池塘光合细菌的分离鉴定及氮磷去除能力的研究[J]. 阳龙江,韩璐璐,杨成年,翟旭亮,梅会清,朱成科. 渔业现代化, 2021(01)
- [3]玄武岩纤维对玉米秸秆光合生物产氢影响的实验研究[D]. 齐保义. 河南农业大学, 2020(04)
- [4]暗-光联合生物制氢过渡态研究及其过程调控[D]. 李亚猛. 河南农业大学, 2020(04)
- [5]不产氧光合细菌氮代谢新途径的挖掘与环境调控机制[D]. 朱笔通. 华侨大学, 2020(01)
- [6]Proteiniphilum acetatigenes PSB-W发酵培养基优化及其对糖类废水处理的应用[D]. 高小丽. 山西师范大学, 2020(07)
- [7]基于秸秆饲料化的光合菌改良及其发酵工艺研究[D]. 李国强. 西华大学, 2020(11)
- [8]光合细菌的分离鉴定与发酵条件优化及在水产养殖中的应用[D]. 田启文. 淮阴工学院, 2020(02)
- [9]光合细菌固定化及其去除污水中氮磷的研究[D]. 赵亚宣. 天津科技大学, 2019(08)
- [10]水体中氮的仿生脱除方法研究[D]. 李学领. 天津理工大学, 2020(05)