一、自然界中铁硫化物矿物对含氯有机化合物降解作用（论文文献综述）
孟详东[1]（2021）在《基于低温热转化的污泥中磷的迁移转化及回用研究》文中研究表明污水污泥是城镇污水处置过程中产生的半固态废弃物,水分和有机物含量高,极易变质腐败。污泥内富集大量微生物、病原体、药剂、重金属和有机污染物等污染物。如不妥善处理会污染土壤、水体和大气,给生态环境和生命健康带来极大风险。同时,污泥中富含高热值有机物和营养元素,具有能源和资源化利用潜力。特别是污泥中富集了污水中50%以上的磷元素,是巨大的磷资源库。因此,在污泥无害化和减量化处置的基础上,实现磷的资源化利用受到广泛关注。热处置方法因其能大幅缩减污泥体积、消灭病原微生物、分解有机污染物和回收利用能量等优势成为污泥处置研究热点。同时,污泥热处置会提高产物中磷含量。然而,目前缺少适用于磷资源回收利用的污泥热处置方法,对污泥热处置过程磷形态转化、产物中磷资源回收利用或改性的研究不足。对此,本文以实现污泥中能源和磷资源的高效回收利用为目标,设计利用污泥自身热值、降低飞灰产量的低温燃烧系统,对污泥低温燃烧特性、各相产物组分分布特点、热处置方式和条件对磷迁移影响、低温热处置过程中磷转化路径以及热产物中磷释放回收方法和机理等内容开展系统深入的研究,并提出生物质耦合污泥低温燃烧改性研究,对混烧特性、产物和混烧过程中磷迁移转化规律进行全面研究,为污泥的清洁高效资源化利用提供技术支持、理论基础和参考方案。本文首先利用流化床焚烧、热解和低温燃烧三种方法,研究热处置方式、温度和气氛对固相产物磷富集率、含量和有效性的影响。热处置可提高热产物磷含量至85 mg/g以上。高温焚烧不利于磷的富集和有效性的提高,焚烧温度高于800℃时,磷富集率低于75%。提高氧气浓度增加磷的生物可利用性,纯氧低温灰中生物有效磷含量48.7 mg/g。低温燃烧和热解可以降低污泥中重金属的浸出毒性。污泥中重金属随氧化程度加深从易浸出形态向稳定形态转化,低温氧化方式是适用于污泥中磷回收利用的热处置方式。开展了污泥低温燃烧特性和气相、液相产物的研究。利用污泥低温燃烧设备研究空气流速和污泥粒径及含水率对燃烧峰值温度、锋传播速度和气、液相产物组分的影响。结果表明,当空气流速小于10.4 mm/s时,燃烧锋面蔓延速度随空气流速增加,超过这一范围时对流换热增强,减缓了燃烧锋面蔓延速度;空气流速增加降低了液相产物的产率。增加含水率会降低峰值温度和燃烧锋面蔓延速度,含水率超过11%的污泥无法维持低温燃烧;含水率的提高不利于污泥的完全燃烧,提高了液相产物产率。增加污泥粒径降低了低温燃烧的峰值温度;燃烧锋面蔓延速度随粒径增大先升高后降低,粒径大于1.0 cm时,燃烧锋面蔓延速度受比表面积影响,氧化反应速率主导对蔓延速度的影响,小于1.0 cm时,燃烧锋面蔓延速度主要受堆积密度影响,堆积密度的增大减缓了污泥质量损失速度,增大粒径会提高焦油产率,对焦油中各组分有机化合物的相对含量影响较小。研究了磷在污泥低温热转化过程中的迁移转化机理。污泥中无机磷占总磷的含量超过80%,热解促进有机磷转化为无机磷,使正磷酸单酯和焦磷酸盐转化为正磷酸盐;提高热解温度有助于非磷灰石无机磷（NAIP）向磷灰石无机磷（AP）转化,AP相对含量随温度升高而增加。污泥中的有机磷和多聚磷酸盐在低温燃烧过程中分别转化为无机磷和正磷酸盐,使蓝铁矿（Vivianite）和水铁矿磷酸盐络合物（P-Ferrihy）转化为Fe PO4和钙-磷化合物,促进产物中钙-磷化合物的形成。污泥低温燃烧灰中总磷和无机磷含量随氧气浓度升高而增加,促进了NAIP向AP的转化,有助于促进燃烧灰中Ca HPO4和P-Alumina分别向HAP和Al PO4转化,氧化程度加深使Fe PO4向铝-磷或钙-磷化合物转化,提高了污泥灰中磷的稳定性和生物可利用性。对污泥低温燃烧灰中磷的释放和回收进行了研究。利用“酸提取-树脂净化-磷酸铵镁结晶”方法将低温燃烧灰中磷以高纯度鸟粪石（Mg NH4PO4）形式回收。使用盐酸提取低温灰中的磷,酸浓度不低于0.4 mol/L时,液固比对磷浸出效率影响小;液固比不高于20 ml/g时,酸浓度对金属元素浸出效率影响小;优化的酸提取条件为0.8 mol/L的盐酸溶液,20ml/g液固比,磷的提取效率为97.2%,提取液中金属杂质含量低。参数方程Thomas模型对阳离子交换树脂吸附提取液中Fe3+过程的描述性好,综合模拟和实验结果确定净化富磷提取液的最佳参数条件。以高纯度鸟粪石晶体从净化液中提取磷的最佳条件为溶液中氮、磷和镁的物质的量之比为1.2:1.2:1,溶液p H值为10.0。本研究提高磷回收效率至84%,含磷终产物鸟粪石晶体中重金属含量低于农用磷肥限制标准。最后,对玉米芯、稻壳和大豆秸秆与污泥低温混烧过程磷迁移特性和产物进行研究。结果表明,生物质掺混增加了污泥基燃料中挥发分含量和热值,减少了灰分含量,提高了燃烧速率。混烧后铁-磷化合物和Na OH可溶性磷含量减少,钙-磷化合物和HCl可溶性磷含量增加。污泥中的磷酸单酯和焦磷酸盐与生物质中的有机植酸在低温燃烧过程中分解,释放出的正磷酸根与金属阳离子反应生成Fe PO4、Al PO4、Ca3（PO4）2和Mg3（PO4）2等金属磷酸盐。燃料中钙取代铁-磷化合物和铝-磷化合物中铁和铝生成Ca2P2O7,Ca（PO3）2,Ca HPO4和羟基磷灰石(Ca10（PO4）6（OH）2);生物质为该转化提供钙源和镁源,促进铁/铝-磷化合物向钙/镁-磷化合物转化。钙源的增加促进缺钙型羟基磷灰石向羟基磷灰石转化。钙或镁含量高的生物质有助于提高产物中磷的生物有效性,生物质中钙含量越高效果越明显。
刘珊[2]（2021）在《苯系物、氯代烃对铁生物还原的影响机制》文中指出铁是地壳上含量第四的元素,铁的生物还原作用广泛存在于地下环境中,不仅与碳（C）、氮（N）及硫（S）等元素的循环相关,也直接影响着污染物迁移转化。由于开采、生产、存储和处置过程中的不当操作,有机污染物污染地下环境的现象十分普遍。因此,在有机污染的地下环境中,具有铁生物还原功能的微生物与有机污染物共存的情况广泛存在。目前,关于铁还原条件下有机污染物的降解已有大量研究,而有机污染物对铁生物还原的影响尚未引起关注。苯系物和氯代烃是地下环境中常见的两类有机污染物。由于它们致畸、致癌和致突变的特性,已在人体和动物上开展了大量毒性研究,而这种毒性也可能影响铁还原微生物,继而影响铁的生物还原。由于苯系物和氯代烃特殊的物理化学特性,如疏水性、非极性、苯系物的非定域π轨道性质等,它们可能会与相对疏水的细胞外膜及细胞表面官能团相互作用,影响铁还原微生物的细胞膜透性和一些功能性物质的分泌,从而影响铁的生物还原。因此,苯系物和氯代烃等有机污染物可能对环境中铁还原微生物及其铁还原功能具有重要的影响,然而该影响的规律和机制尚有待进一步验证和深入的研究。在实际复合有机污染地下环境中,复合有机污染物对铁形态还原转化的影响更为复杂。针对以上科学假设,本论文设置的研究内容包括:（1）苯对铁还原模式菌的存活及其铁还原功能的影响与机理;（2）四种不同的苯系物和氯代烃污染物对铁生物还原的影响规律和机制;（3）实际沉积物环境中复合氯代烃污染对铁还原的影响与机制。本文主要获得以下三个方面的结论:（1）苯对铁生物还原的影响机制为了研究有机污染物对环境中铁还原微生物的存活及铁还原功能的影响,本研究首先选取了污染地下环境中常见的苯作为代表有机污染物,以铁还原菌Shewanella oneidensis MR-1（MR-1）介导的水铁矿还原为模型体系,考察了体系中铁的还原过程和MR-1菌浓度、形态的变化,同时结合苯浓度的变化、电子穿梭体的分泌、膜透性及细胞膜官能团的变化,探讨了苯对铁生物还原的影响机理。研究发现:苯对铁还原菌MR-1的生长、细胞形态和完整性影响不大,但促进了铁的生物还原;不同浓度的苯对铁还原的促进作用存在明显差异,当苯浓度为3.8μM时,对铁的生物还原促进作用最大,浓度过高的苯对铁还原的促进强度反而下降。在60 h内,苯使水铁矿还原生成的水溶态Fe（II）含量增加了一倍,同时固态水铁矿表面的Fe（II）-O含量增加了4.73%。进一步研究表明:苯对铁生物还原的促进作用归因于苯与磷脂膜中的磷酸基团发生相互作用,从而诱导细胞膜的通透性增加,促进了电子穿梭体黄素单核苷酸（FMN）的分泌和释放。另一方面,过多的苯分子聚集在细胞表面会削弱苯对细胞膜透性的影响,从而导致FMN分泌减少,因此在更高浓度苯的作用下,铁还原的促进效果减弱。（2）苯系物、氯代烃对铁生物还原的影响规律与机制为了探究有机污染物对铁生物还原的影响规律与机制,以苯、甲苯、四氯化碳、四氯乙烯四种分子结构和物理化学特征显着差异的有机污染物为代表,以铁还原菌MR-1介导的水铁矿还原为模型体系,研究铁的还原动力学与共存污染物的物理化学特征之间的相关关系;结合污染物对MR-1细胞膜官能团、膜电位及膜透性的影响差异,探讨了四种污染物对铁还原影响的差异机制。研究发现:除苯外,甲苯和四氯乙烯也促进了铁的生物还原。而在唯一发生降解的四氯化碳的影响下,铁还原速率在前24 h最快,之后随着四氯化碳浓度下降,其还原脱氯对电子的竞争作用大于促进作用,使铁还原速率放缓。在多种物化特性指标中,有机污染物的介电常数与其促进铁生物还原的强度呈现负相关关系;介电常数低于2.61的有机污染物可以促进铁的生物还原。傅里叶红外光谱对有机污染物影响后的MR-1表面官能团检测结果表明:有机污染物按照四氯化碳>苯>甲苯>四氯乙烯的顺序对MR-1细胞膜上磷酸相关基团的脱质子强度产生影响。磷酸相关基团的脱质子作用越强,诱导的MR-1表面电位越低。较低的表面电位更有利于微生物细胞膜的透性增加,从而促进电子穿梭体FMN分泌,加速铁的生物还原。（3）厌氧沉积物环境中复合氯代烃对铁还原的影响机制为了进一步探究实际地下厌氧环境中有机污染物对铁还原的影响,本研究模拟实际地下环境的沉积物体系,选取中国南方（武汉）与北方（天津）两种铁形态不同的复合氯代烃污染沉积物作为研究基质,以反式-1,2-二氯乙烯、四氯乙烯和四氯甲烷,3种介电常数小于2.61的氯代烃和其它7种氯代烃（氯乙烯、三氯乙烯、二氯甲烷、三氯甲烷、1,2-二氯乙烷、1,1,2-三氯乙烷和1,1,2,2-四氯乙烷）作为复合污染物研究对象,通过测定铁的还原、含铁矿物类型的演变、氯代烃的降解、微生物群落变化以及电子供体氢气的影响,探究了实际地下环境中复合氯代烃对铁还原的影响机制。根据第二章结论,介电常数低于2.61的氯代烃可以能促进铁的生物还原。但是,在本研究的两种沉积物体系中,培养37天后,介电常数小于2.61的氯代烃的促进作用并没明显体现,反而氯代烃的加入消耗了部分原始沉积物中的Fe（II）。这一方面是由于四氯化碳、1,1,2,2-四氯乙烷等氯代烃也与沉积物中的Fe（II）发生了化学反应,生成了化学降解中间产物如二硫化碳、三氯乙烯等,消耗了由结晶度较低的易还原铁（氢）氧化物（水铁矿,纤铁矿等）还原生成的Fe（II）,使其转化成了结晶度较高的可还原铁（氢）氧化物。另一方面,微生物群落的结果显示,氯代烃加入后,铁还原功能菌相对丰度减少,群落铁还原能力减弱,同时铁氧化功能菌相对丰度增加,沉积物氧化还原环境发生变化,可能在微生物铁氧化过程中降解氯代烃,消耗Fe（II）。本论文的创新之处在于:（1）发现苯系物与氯代烃通过影响铁还原菌细胞膜透性、增加其电子穿梭体分泌,促进了铁的生物还原;（2）揭示了有机污染物的介电常数与其促进铁生物还原之间的定量关系。
罗小波[3]（2020）在《微生物外膜细胞色素c介导的胞外电子传递过程与机制》文中研究说明微生物通过胞外电子传递介导厌氧环境中的铁循环过程,不仅能够耦合碳（C）、氮（N）等元素的生物地球化学循环过程,还能直接驱动厌氧环境中有机物污染物的降解、重金属的迁移转化以及温室气体排放等环境问题的改善,因此解析此过程的相关机制对理解这些环境过程具有重要意义。然而,胞外电子传递过程的活性中心为外膜细胞色素c,即微生物无论是通过直接膜接触、纳米导线,还是通过穿梭体间接的与胞外底物进行电子交换,其实质都是微生物的外膜细胞色素c与其进行的电子交换过程。因此,研究微生物的外膜细胞色素c在铁还原以及亚铁氧化过程中的作用机制具有重要意义。能够让我们更详细地了解环境中微生物参与的生物地球化学过程,并为相关环境问题的解决提供相关的理论基础。本文通过利用常见的异化金属还原微生物Shewanella oneidensis MR-1和嗜中性硝酸盐还原亚铁氧化微生物Pseudogulbenkiania sp.strain 2002作为主要研究对象,利用漫透射光谱法对外膜细胞色素c进行原位的分析检测。结合一系列批量试验以及各种化学和生物分析方法,考察了Shewanella oneidensis MR-1在缺电子受体环境下释放含外膜细胞色素c的胞外聚合物（EPS）的过程,从而阐明了此类微生物在相关的极端条件下的生存机制,并发现了含外膜细胞色素c的EPS可以通过穿梭介导胞外电子传递的机制。此外,也考察了Pseudogulbenkiania sp.strain 2002的含外膜细胞色素c的EPS在亚铁氧化过程中的重要作用。基于本研究的所有获取的实验数据并进行分析,可以得出以下四个主要结论:（1）通过与普通紫外可见分光光度计对比,确定了漫透射光谱更适用于对活菌细胞悬浮液的外膜细胞色素c进行原位的检测,因为其可以提供更高的光谱吸收值以及更低的细胞散射光背景。此外,通过扣除基线的方式能够更加真实和准确地定量溶液中活菌的外膜细胞色素c的浓度。根据细胞色素c在419 nm和410 nm处的吸收峰不易分开的特点,以朗伯-比尔定律为基础,建立相关的分峰方程,解析出了其相对应的消光系数。从而使得通过相应的消光系数,即可直接快速的计算出反应体系中氧化和还原态的外膜细胞色素c的浓度,即使检测体系中细胞密度发了变化,此方法也能准确地测量出溶液中总的外膜细胞色素c的浓度的变化情况。本章节主要为建立外膜细胞色素c的详细的量化方法,为其后外膜细胞色素c的原位动力学相关研究工作奠定基础。（2）在缺乏电子受体时,微生物MR-1会将其外膜细胞色素c释放到环境中,在这个过程中会使溶液中大部分的细胞破裂及分解,但也有一部分细胞能够继续存活下来。微生物细胞在释放可溶性外膜细胞色素c之前,其外膜通过延伸可以形成纳米导线或囊泡的结构,此过程的分子学相关机制与电子受体受限制情况下纳米导线的形成过程相似,即此过程受微生物自身相关基因调控。这些发现为理解在缺乏电子受体的自然环境中此类微生物的存活机制提供了新的见解。（3）通过动力学模型的建立,定量描述MR-1还原Cr（VI）的各种基本反应机理,包括膜结合的细胞色素c,核黄素和释放的可溶性细胞色素c三者分别在MR-1还原Cr（VI）过程中的相对贡献。结果显示,通过可溶性细胞色素c介导的胞外电子传递的相对贡献高于核黄素介导的电子传递过程。由此可知,MR-1产生的胞外可溶性细胞色素c在胞外电子传递过程中发挥了重要作用。这些发现可以进一步的了解自然环境中微生物通过穿梭体介导的胞外电子传递过程与机制。（4）利用光谱法、EPS提取等方法,证明了微生物Pseudogulbenkiania sp.strain 2002的外膜细胞色素c的存在,并表明了其能够直接氧化亚铁,但不能和硝酸盐及亚硝酸盐发生相关反应。通过添加含细胞色素c的EPS,表明了这些可溶性的细胞色素c可以成为亚铁氧化过程中的结核位点,进一步表明了硝酸盐还原亚铁氧化微生物的外膜细胞色素c不仅能够直接参与亚铁氧化过程,其在此类微生物细胞表面的结壳效应中起关键作用。但外膜细胞色素c并不能影响最终形成矿物的种类。这些结果对自然环境中的亚铁氧化过程提供新的视角。
路露露[4]（2020）在《硫酸盐还原菌介导下二苯砷酸在不同铁矿物和土壤表面的吸附-解吸特征研究》文中研究表明二苯砷酸（Diphenylarsinic acid,DPAA）是二战以来残留化学武器埋藏地区土壤中最主要的有机砷类污染物之一,其生物毒性强,严重危害着自然环境和人体健康。土壤中的铁氧化物是影响DPAA环境迁移性的关键性因素,铁的还原作用以及由铁还原导致的载砷矿物赋存形态与组成结构的变化都将严重影响砷在土壤中结合—释放的动态再分配过程。硫酸盐还原菌是土壤中一类活跃的微生物,可催化土壤中的硫酸盐还原、铁还原等多个氧化还原反应。然而,有关硫酸盐还原菌介导下铁矿物和土壤对DPAA吸附—解吸特征的研究非常有限。鉴于此,本研究围绕土壤中硫酸盐还原菌介导的硫酸盐还原和铁还原与DPAA吸附-解吸过程的耦合机制这一科学问题,综合利用傅里叶变换红外光谱和高效液相色谱-串联质谱等现代光谱学与色谱学分析技术,研究了硫酸盐还原菌介导下DPAA在水铁矿、赤铁矿等2种铁氧化物以及红壤和黑土2种不同类型土壤表面的吸附-解吸特征,探讨了在硫酸盐还原菌介导的硫酸盐还原、铁还原与DPAA解吸释放的耦合机制。本研究发现:合成的水铁矿样品呈红棕色,形状呈球形颗粒,尺寸在20～100 nm之间。部分纳米级水铁矿颗粒可团聚成为大颗粒,并以无定形颗粒聚合体的形式存在。而购买的赤铁矿是一种表面具有疏松多孔结构的球形团聚体。水铁矿对DPAA的吸附量显着高于赤铁矿。对于水铁矿,硫酸盐还原菌的接种会显着降低水铁矿对DPAA的吸附量,而对于赤铁矿则呈现先降低、后增加的规律。硫酸盐还原菌的接种对DPAA在水铁矿上的解吸呈现先抑制、后促进的特点,而对于赤铁矿则呈现先促进后减弱的规律。接种硫酸盐还原菌会导致水铁矿和赤铁矿溶液培养体系的pH升高、氧化还原电位降低、硫酸盐还原以及铁还原增加,并进一步影响铁矿物对DPAA的吸附-解吸。无论是否接菌,黑土对DPAA的吸附能力均大于红壤。接种SRB显着降低了两种土壤对DPAA的吸附潜力。接种SRB会显着降低黑土对DPAA的解吸能力,同时伴随着黑土溶液培养体系的pH升高、氧化还原电位降低,硫酸盐还原和铁还原增强等特征。此研究结果可为研发我国化学武器埋藏区有机砷污染土壤的微生物修复技术提供理论依据与技术原理。
黄昭露[5]（2020）在《表面活性剂清洗柴油污染土壤的增效机制及二次污染阻控研究》文中研究指明柴油污染土壤通过直接或间接方式对人类健康造成严重危害。传统的土壤修复方法存在许多缺点,如工程量大、能耗高、效率低,产生二次污染物等。表面活性剂洗涤修复技术具有经济、快速、二次污染小的特点,是目前具有应用潜力的污染土壤修复技术之一。本文以不同类型表面活性剂为清洗剂,考察了洗涤相关因素对油污去除效果的影响、洗涤过程中界面力变化规律及土壤胶体颗粒稳定性和亲水性的变化;研究了表面活性剂与土壤颗粒表面柴油的作用机制及增效机制;针对土柱淋洗废液处理及循环回用研发了高效碳纳米吸附剂,同时考察了修复过程中残留表面活性剂的植物毒性及消除方法;为柴油污染土壤同步无害化修复提供了可行途径。论文主要内容及结论如下:（1）以临界胶束浓度倍数为步长研究溶液浓度对洗涤效果的影响,结果表明,离子型表面活性剂对土壤中柴油洗脱效果好,但用量大;改变离子型表面活性剂溶液p H可显着提高柴油洗脱率,主要增效机制为表面张力降低;污染强度（含油量）对洗脱率有显着影响,含油量低于9%时,单一表面活性剂洗脱效率可高达95%,且受表面活性剂类型影响不大;当含油量高于9%时,仅靠提高表面活性剂溶液浓度难以提高洗脱效率;提高温度有利于促进胶束形成及其增溶作用,阻止土壤对柴油再吸附,改善土壤中液相污染物流动性,促进轻质烃挥发从而提升油污去除率。尤其当温度从40℃提升至45℃时,油污洗脱率的提升最显着;延长污染时间延长,柴油与土壤颗粒结合更紧密,可迁移性变弱,油污去除率降低。（2）采用非离子型表面活性剂洗涤老化柴油污染土壤,由于临界胶束浓度低,投加量较低也可实现胶束“增溶”去污;低用量减少可修复费用及防控土壤吸附洗涤剂导致的二次污染。采用皂苷（非离子生物表面活性剂）对含油量为12%的柴油污染土壤进行洗涤,当污染土壤与0.2 g/L皂苷溶液的体积比为1:25时,清洗效果最佳,污染土壤的接触角为30.46±0.8°,清洗后接触角为8.80±0.2°,清洗后土壤的亲水性得到有效恢复。（3）采用钠盐作为洗涤助剂可提高柴油污染土壤的油污去除,作用机制包括表面张力及土/油界面张力的降低,胶束对有机物的增溶作用的增强。当采用0.2 g/L皂苷溶液洗涤含油率为12%、老化30d的污染土壤,添加2%（皂苷用量）腐殖酸钠,洗脱率可提升10%。同时,腐殖酸钠可消除皂苷对植物生长产生的抑制作用,对芝麻菜、黄瓜及莴苣的根茎长度的生长促进,与对照组相比分别提高5%、18%及25%。为确保植物的生长促进作用以消除洗涤剂可能导致的生长抑制作用,制备碳纳米植物生长助剂。与对照组相比,助剂14 d促生长作用可使莴苣根茎增长提高80%,干重提高40%。（4）采用皂苷（SA）与β-环糊精（RAMEB）复配或原位产生气泡,均可显着提高柴油土柱淋洗修复效率。当复配比（SA:RAMEB）为1:1时,洗涤效果最佳。增效机制包括微气泡浮力、粘附及淬灭作用,环糊精及皂苷胶束疏水内腔的“增溶”作用。0.5g/L的复合清洗剂淋洗含油率40%的老化砂土,柴油去除率最高可达99.2%。（5）淋洗废液的上层油可收集回用,合成双壳结构碳纳米吸附剂可将废水的TOC从180.1 mg/L降为2.6 mg/L,达到石油及制药行业废水的排放标准,TOC去除率为98.6%。吸附剂经细胞、胚胎毒理实验证明,具有良好的生态安全性。（6）建立柴油污染蒙脱石（土壤最难去污部分）体系,结合洗脱率和胶束表征探究了洗涤增效作用机制。添加2%（皂苷用量）腐殖酸钠可使0.8 g/L的皂苷溶液胶束疏水性容积增加239.8%,对应的油污去除率为45.3%;对0.8 g/L的皂苷溶液原位超声25 min产生微气泡,可显着提高单个胶束的当量直径,胶束总疏水容积扩大161.8%,油污去除率为46.6%。原位微气泡增效作用机制包括胶束增溶、微气泡浮选及超声空化作用。
冯帆[6]（2020）在《含水层介质砷释放规律及影响因素研究》文中进行了进一步梳理高砷（As）地下水是世界范围内普遍存在的地下水问题。微生物介导下铁锰氧化物的还原溶解被认为是高As地下水形成的关键过程。有机物作为微生物活动的能量物质和氧化还原反应中重要的电子供体可直接参与As的释放过程,但由于自然界中有机物的生物地球化学过程复杂,与As还存在竞争吸附、络合等多重效应,造成含水层中有机物—铁锰矿物—微生物共同作用下As的释放及富集过程的认识仍不清晰。因此本研究单纯考虑有机物作用下微生物介导的含水层介质As的释放过程,有助于更深入了解地下水中As释放与富集的作用机理。本研究选取高As含水层沉积物开展批实验、柱实验模拟研究,模拟有机物入渗条件下,体系pH和氧化还原等条件变化对As迁移转化的影响,分析不同有机物种类及含量作用下As、Fe、Mn等微量元素的释放规律,探究微生物作用下铁锰矿物对As释放的影响机制。研究采用的小分子有机物（葡萄糖、乳酸钠）仅可作为微生物生命活动所需的碳源,而不会发生复杂的竞争吸附、络合等作用,可直接体现微生物异化还原作用对As释放的生物地球化学过程的影响。结果表明,含水层沉积物中As及伴随Fe、Mn的释放主要取决于有机物活性、浓度及起主导作用的地质微生物等多种因素。葡萄糖、乳酸钠均能促进还原体系的形成及As的释放,水溶液中As可能主要来源于铁锰氧化态砷的释放,腐殖酸可显着加速这—过程。沉积物中Fe/Mn的释放程度决定了 As的释放量,有机物通过影响Fe、As还原菌丰度及活性促进含铁矿物的还原性溶解及体系中As（III）的释放,葡萄糖的促进作用更显着。高As浓度对应体系中有较高的BIX、FI值和较低的HIX值等有机物特征,结合SUVA254、SR、S275-295等荧光指标,说明与微生物活动相关的小分子量高活性有机物对As的释放具有显着指示作用。微生物—有机物作用下As、Fe、Mn的释放在后期显着下降,FeS次生矿物的生成及其对As的共沉淀作用可能对此有显着贡献。前期有机物在产酸菌、Fe还原菌、As还原菌等微生物的作用下首先促进Fe和As的释放,后期则通过S还原菌等作用导致硫化/氧化次生矿物的产生而抑制地下水中Fe、As浓度的增加。
吕小凡[7]（2020）在《非均相催化降解地下水中有机氯化合物的机理研究》文中研究表明有机氯化合物难以被生物降解、毒性极强,会通过挥发、泄露等途径进入环境,现已在水体中普遍检出,长此以往将严重破坏生态环境,危害人体健康,对此类污染水体的治理已经刻不容缓。纳米零价铁因比表面积大、反应活性强、价格低廉等优点而在环境修复领域受到广泛关注,但易团聚和氧化的特点使其在实际应用过程中受到诸多限制。如何通过材料改性、方法优化等方式提升纳米零价铁的性能已成为时下研究的热点。本研究选取两种典型的有机氯化合物——四氯化碳和2,4-D作为目标污染物,通过优化后的还原共沉淀法制备出四氧化三铁负载纳米零价铁颗粒和四氧化三铁负载铁钯双金属复合颗粒,利用零价铁的特性分别构成Fe0@Fe3O4协同还原体系、Fe0/Pd@Fe3O4双金属复合还原体系及Fe0@Fe3O4/H2O2非均相类芬顿体系从氧化还原两种途径对目标污染物进行降解。考察了不同体系下溶液pH值、反应温度、催化颗粒投加量等因素对目标污染物去除效率的影响,探讨了各体系中污染物的降解途径和反应机理。主要结论如下:（1）Fe3O4作为载体能够有效地避免纳米零价铁颗粒的团聚,从而扩大催化颗粒的比表面积;Fe3O4与零价铁之间存在的协同效应可以促进传质、提升脱氯反应的相对速率;Fe3O4的特性使其可以通过释放分子内部的结构Fe2+/Fe3+参与目标污染物的还原脱氯过程。（2）金属钯可以加快催化颗粒表面活性氢原子的生成并改变铁的电子特性,促进电子转移,增强纳米零价铁颗粒的稳定性,降低其氧化程度和颗粒表面铁氧化物的形成。加入钯构成双金属体系在提升了催化颗粒反应活性的同时,也可以减少含氯中间产物的生成。（3）利用零价铁氧化释放亚铁离子的特性,与过氧化氢构成非均相类芬顿体系,可以实现污染物的快速降解,比传统芬顿体系的适用性更广且便于反应后催化颗粒的回收和再利用。（4）在最佳条件下,Fe0@Fe3O4协同还原体系、Fe0/Pd@Fe3O4双金属复合还原体系及Fe0@Fe3O4/H2O2非均相类芬顿体系对目标污染物的去除率均可达到90%以上;通过考察铁离子、氯离子及降解产物浓度的变化,对不同体系中目标污染物的降解途径和反应机理做出了合理推断。
蔡茜茜[8]（2020）在《生物炭耦合生物电化学系统强化有机污染物降解的长距离电子传递机制》文中进行了进一步梳理电活性生物膜（Electrocactive biofilms,EABs）的胞外电子传递在环境污染物降解、废水处理和清洁能源生产等领域发挥了巨大的应用潜力,已成为环境领域关注的热点。由于EABs电子转移主要在电极/微生物界面,限制了其在土壤污染物降解中的应用。受自然界微生物长距离电子传递（Long-distance electron transfer,LDET）的启发,生物炭（Biochar）作为导电物质可能介导EABs与污染物之间LDET过程,进而影响污染物的迁移转化与归宿。本论文在土壤生物电化学系统（Soil bioelectrochemical systems,SBESs）中,探索生物炭促进EABs的LDET可行性及在有机污染物降解中的应用,为强化有机污染物的生物电化学修复提供理论和技术支持。本文以生物炭介导EABs与固体电极间的双向LDET过程为主线,设计了一种衡量生物炭介导电子传递距离的新方法,并分别以菲及五氯酚为模式污染物,系统研究了生物炭介导的EABs双向电子传递（氧化和还原过程）在土壤介质中的长距离传递特性和污染物降解的距离效应,并深入探讨了其电子传递的电化学和微生物学机制。研究主要结论包括:（1）建立了生物炭介导土壤LDET过程的电化学表征方法,首次实现对LDET距离的有效测量。对生物炭添加后土壤导电性进行测定,发现生物炭的添加能有效改善土壤的导电性;但这并不能反映自然环境中生物炭对淹水土壤中电子传递的影响,因此采用电化学表征方法,测试在淹水土壤中生物炭介导电子传递的距离效应。结果表明,土壤中电子传递效率及电子传递距离与土壤导电性有关;在此非生物体系中,添加6%900°C炭烧生物炭能介导长距离电子传递至少6 cm。本研究为衡量生物炭在土壤中促进电子传递距离提供了一种有效的电化学方法。（2）研究了生物炭介导石油污染土壤LDET促进SBESs降解菲（Phenanthrene,PHE）。结果表明,低添加量BC900对SBESs性能促进明显,SBESs降解有效距离至少28 cm;随生物炭添加量增加,降解率增加。通过生物电流及生物炭电化学分析,得出生物炭通过电子穿梭体机制和导电机制共同促进PHE的矿化。生物炭能增加微生物丰度,如Azotobacter、Achromobacter、Caproiciproducens、Dysgonomonas、Lutispora等;其中,Azotobacter、Achromobacter在施加生物炭的SBESs被富集并呈现随生物阳极距离的增加而减少的趋势,且PHA-RHDα基因也随距离增加而减少。因此,生物炭耦合SBESs强化有机污染物矿化是一种有效的石油污染土的修复手段。（3）研究了生物炭介导水稻土LDET促进SBESs降解五氯酚（Pentachlorophenol,PCP）。结果表明:SBESs中PCP的降解主要发生在电极界面,电子传递有效距离小于4 cm。生物炭耦合SBESs系统中土壤PCP降解加速,远离电极表面的土壤PCP也能被有效降解。生物炭的促进作用与炭烧温度和添加量密切相关,添加3%炭烧温度900°C生物炭（BC900）后,PCP降解有效距离增加至16 cm。Desulfitobacterium和Geobacter在施加生物炭的SBESs中被富集并呈现随距生物阴极距离的增加而减少的趋势;并且生物炭的添加增加了脱氯功能菌与其他微生物的联系,使生态网络更趋复杂化。本研究说明生物炭的添加能促进土壤导电网络的形成,从而促进PCP的还原。（4）利用稳定性同位素技术结合BESs研究PCP脱氯及矿化阶段的功能微生物。结果表明,在同一体系中,阳极生物膜的厚度明显高于阴极生物膜,其中阳极生物膜Comamonas、Stenotrophomonas和Geobacter在13C-PCP处理样品的高浮力密度层（>1.73 g/m L）富集,说明这些微生物可能参与PCP脱氯中间产物的矿化;阴极生物膜中Comamonas、Pseudomonas、Methylobacillus和Dechlorosoma在高浮力密度层被富集,说明这些微生物不仅参与了PCP的还原脱氯,还参与了PCP的矿化过程。本研究为深入理解PCP降解功能微生物提供了新的认识。
于小诺[9]（2020）在《内蒙古河套盆地土着铁还原菌特征及生化效应》文中研究表明原生高砷地下水是国际水文地质界持续关注的重大环境地质问题,针对原生地下水砷影响地区进行地下水砷富集机理的研究对保证居民饮用水安全及国民经济和社会发展至关重要。土着铁还原菌诱导下含砷铁矿物的还原性溶解,铁矿物结合态的砷向地下水迁移,是导致地下水砷富集的关键过程。本次研究以我国典型高砷地下水盆地—内蒙古河套盆地为研究区,采用野外测试、室内实验等手段,结合前沿的分子生物学技术,研究了地下水系统中地下水的化学特征及微生物群落结构特点,针对性富集分离铁还原功能微生物,并探究其铁还原动力学特征,获得了以下认识:（1）16S rRNA基因的测序结果表明,11件地下水样品中优势微生物主要为变形菌门Proteobacteria、拟杆菌门Bacteroidetes、厚壁菌门Firmicutes等门,属水平上丰度最高的有Aquabacterium、Flavobacteriaceae、Pseudomonas、Desulfurivibrio等。沉积物中优势微生物主要分布在变形菌门Proteobacteria、放线菌门Actinobacteria、厚壁菌门Firmicutes、拟杆菌门Bacteroidetes、绿弯菌门Chloroflexi、酸杆菌门Acidobacteria等门,属水平上丰度较高者包括Pseudomonas、Arthrobacter、Actinobacteria、Noviherbaspirillum等。具备铁还原功能微生物的菌属,如Geobacter、Bacillus、Desulfuromonas、Clostridium等,在各样品中均有分布。（2）针对性分离地下水及沉积物样品中铁还原菌,共获得11个纯菌,分别隶属于Bacillus芽孢杆菌属5株、Enterococcus肠球菌属2株、Paraclostridium梭菌属3株。其中芽孢杆菌属包括B.subtilis、B.cereus、B.circulans、B.wiedmannii、B.thuringiensis等;肠球菌属包括E.casseliflavus、E.faecium;梭菌属包括C.bifermentans、P.benzoelyticum、R.lituseburensis等。（3）代表性的芽孢杆菌属B.subtilis和梭菌属R.lituseburensis菌既能还原溶解态Fe（III）,也能还原非溶解态铁,其中R.lituseburensis还原能力更强。R.lituseburensis和B.subtilis菌对溶解态铁还原能力分别为1.5*10-9和1.3*10-9mM Fe（III）/cell,对非溶解态铁（水铁矿）还原量分别为764*10-6μmol/(cell*g水铁矿)和7.74*10-6μmol/(cell*g水铁矿)。
王肖磊[10]（2020）在《过渡金属化合物活化单过硫酸盐降解有机污染物的机制研究》文中研究指明近些年来,基于硫酸根自由基的高级氧化技术被广泛地应用于污染物的降解和修复。单过硫酸盐（peroxymonosulfate,以下简称PMS）是一种很好的硫酸根自由基前体。过渡金属离子最先被用来活化PMS产生硫酸根自由基,但是过渡金属离子具有毒性,因此过渡金属离子活化单过硫酸盐的技术应用倍受限制。基于固态金属化合物活化过硫酸盐的非均相催化技术的发展,克服了金属离子的二次污染问题。但目前所报道的PMS活化剂因为合成步骤复杂、成本高昂同样难以大规模应用。因此,开发高效、环境友好、成本低的过硫酸盐催化活化剂一直是该领域的研究热点和重要方向。本论文以2,4,4’-三氯联苯（PCB28）与邻苯二甲酸二乙酯（DEP）为模式污染物,研究了非均相催化单过硫酸盐（PMS）技术对两种污染物的氧化降解。研发了基于生物炭负载多种金属氧化物催化PMS降解多氯联苯的技术,详细分析了典型金属硫化物CuS活化PMS产生自由基的化学机制,为有机污染物的降解和修复提供了新的技术。取得的主要研究结果如下:（1）通过共沉淀法、吸附法等多种方式,开发了基于生物炭负载金属离子的复合材料,初步评价了多种金属（Fe、Ni、Cu、Zn）氧化物与生物炭的复合物活化过硫酸盐对PCBs的降解能力。（2）考察了CuS/PMS体系对DEP的降解能力,解析了多种影响因素（CuS、PMS投加量、环境阴离子、pH）对DEP降解的影响。（3）揭示了CuS活化PMS产生自由基和降解DEP的作用机制。利用XPS、EPR、分子探针等多技术联合的手段排除了Cu（Ⅱ）/Cu（Ⅲ）循环在CuS活化PMS过程中的存在,证实了Cu（Ⅱ）/Cu（Ⅰ）循环才是CuS活化PMS产生自由基的主要驱动力。
二、自然界中铁硫化物矿物对含氯有机化合物降解作用（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、自然界中铁硫化物矿物对含氯有机化合物降解作用（论文提纲范文）
（1）基于低温热转化的污泥中磷的迁移转化及回用研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 污泥的来源与分类 |
| 1.3 城市污水污泥成分、危害及处置现状 |
| 1.3.1 城市污水污泥的组成成分 |
| 1.3.2 城市污水污泥的危害 |
| 1.3.3 污泥处置方式及现状 |
| 1.4 磷资源概况 |
| 1.5 污水污泥中磷资源概述 |
| 1.6 污泥热处置过程中磷迁移转化的研究概况 |
| 1.6.1 污泥焚烧过程中磷的迁移转化 |
| 1.6.2 污泥热解过程中磷的迁移转化 |
| 1.6.3 污泥水热炭化过程中磷的迁移转化 |
| 1.7 污泥中磷资源回收研究概况 |
| 1.7.1 湿化学回收法 |
| 1.7.2 热化学回用法 |
| 1.7.3 现有研究存在的不足 |
| 1.8 本文研究内容及方法 |
| 第二章 实验装置及表征方法 |
| 2.1 污泥低温燃烧实验装置 |
| 2.2 样品特性表征方法 |
| 2.2.1 SMT磷形态分级测定方法 |
| 2.2.2 液相~(31)P核磁共振谱图分析 |
| 2.2.3 同步辐射X射线吸收近边结构谱分析 |
| 2.2.4 X射线荧光光谱分析 |
| 2.2.5 X射线衍射图谱分析 |
| 2.2.6 扫描电镜图像分析 |
| 2.2.7 BCR重金属分级测试及浸出实验方法 |
| 第三章 污水污泥焚烧、热解和低温燃烧产物中磷含量及有效性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料及方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设置与分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 污泥的理化性质 |
| 3.3.2 污泥热处置方式对固相产物中总磷含量及富集率的影响 |
| 3.3.3 污泥热处置方式对固相产物中磷生物有效性的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 污泥低温燃烧特性及气/液相产物研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料及方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验工况和步骤 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 污泥低温燃烧特性分析 |
| 4.3.2 污泥低温燃烧产物分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 磷在污泥低温热转化过程中的迁移转化研究 |
| 5.1 简介 |
| 5.2 实验材料及方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 污泥热解过程中磷的迁移转化 |
| 5.3.2 低温燃烧过程中氧气浓度对污泥中磷形态影响 |
| 5.3.3 污泥低温燃烧过程磷形态转化机理分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 污泥低温燃烧灰中磷的释放及回收研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料及方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验设置与分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 酸对污泥低温燃烧灰中磷及重金属释放影响 |
| 6.3.2 单独存在体系下CER对 Fe~(3+)和PO_4~(3-)的吸附 |
| 6.3.3 共存体系下CER对 Fe~(3+)和PO_4~(3-)的吸附特性 |
| 6.3.4 阳离子交换法对富磷提取液中金属离子和磷的去除效果 |
| 6.3.5 以鸟粪石形式回收磷的效率及影响因素 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 生物质耦合污泥低温燃烧过程磷迁移转化研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验材料及方法 |
| 7.2.1 实验材料分析 |
| 7.2.2 实验方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 污泥及混合燃料理化特性 |
| 7.3.2 生物质耦合污泥低温燃烧的特性及对磷富集效率的影响 |
| 7.3.3 生物质耦合污泥低温燃烧过程中磷迁移转化机理 |
| 7.3.4 生物质耦合污泥低温燃烧对产物生物有效性的影响 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 全文总结与展望 |
| 8.1 全文小结 |
| 8.2 本文创新点 |
| 8.3 研究内容展望 |
| 参考文献 |
| 作者攻读博士学位期间科研成果 |
（2）苯系物、氯代烃对铁生物还原的影响机制（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 铁生物还原的研究现状 |
| 1.2.2 苯系物、氯代烃研究现状 |
| 1.2.3 铁生物还原与苯系物、氯代烃之间的联系 |
| 1.2.4 存在问题 |
| 1.3 研究内容、创新点及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.3.3 创新点 |
| 第二章 苯对铁生物还原的影响机制 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 试剂及培养基的配制 |
| 2.2.3 铁的生物还原实验 |
| 2.2.4 化学分析方法 |
| 2.2.5 电化学分析方法 |
| 2.2.6 表征 |
| 2.2.7 细胞膜透性分析 |
| 2.2.8 用氯化钙改变细胞膜通透性 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 苯对铁生物还原的影响 |
| 2.3.2 苯对电子穿梭体释放的影响 |
| 2.3.3 苯对细胞膜完整性和通透性的影响 |
| 2.3.4 苯浓度对铁还原的影响 |
| 2.3.5 苯促进铁还原的机理总结 |
| 2.3.6 苯促进铁还原的环境意义及启示 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 苯系物、氯代烃对铁生物还原的影响规律与机制 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 试剂及培养基的配制 |
| 3.2.3 铁的生物还原实验 |
| 3.2.4 化学分析方法 |
| 3.2.5 细胞膜电位分析 |
| 3.2.6 细胞官能团的测定及分析 |
| 3.2.7 细胞膜透性分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 苯系物、氯代烃对铁生物还原的影响 |
| 3.3.2 苯系物、氯代烃的物理化学特性与其促进铁生物还原之间的关系 |
| 3.3.3 苯系物、氯代烃的电介常数对微生物表面官能团的影响 |
| 3.3.4 苯系物、氯代烃的介电常数对微生物表面电荷的影响 |
| 3.3.5 苯系物、氯代烃的介电常数对细胞膜外渗透能力的影响 |
| 3.3.6 苯系物、氯代烃的介电常数对电子穿梭体/辅助因子释放的影响 |
| 3.3.7 机制总结及其环境意义 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 厌氧沉积物环境中复合氯代烃对铁还原的作用机制 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 氯代烃对沉积物中铁矿物形态转化的影响 |
| 4.2.3 沉积物中铁矿物形态与氯代烃的非生物作用 |
| 4.2.4 化学分析方法 |
| 4.2.5 生物测试分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 污染场地沉积物特征 |
| 4.3.2 厌氧培养中氯代烃对沉积物铁还原的影响 |
| 4.3.3 氯代烃的降解情况 |
| 4.3.4 厌氧培养中氯代烃对沉积物含铁矿物演化的影响 |
| 4.3.5 厌氧培养中氯代烃对沉积物中微生物群落的影响 |
| 4.3.6 电子供体充足下氯代烃对沉积物铁还原的影响 |
| 4.3.7 实际厌氧沉积物体系中复合氯代烃对铁还原的作用规律总结 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 论文主要结论与建议 |
| 5.1 论文主要结论 |
| 5.2 不足与建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（3）微生物外膜细胞色素c介导的胞外电子传递过程与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 土壤中铁循环相关微生物及其环境意义 |
| 1.1.1 铁还原微生物 |
| 1.1.2 亚铁氧化微生物 |
| 1.1.3 环境意义 |
| 1.2 细胞色素c的结构及研究方法 |
| 1.2.1 细胞色素c的结构 |
| 1.2.2 外膜细胞色素c的研究方法 |
| 1.3 细胞色素c介导胞外还原过程的研究现状 |
| 1.3.1 直接介导胞外电子传递过程 |
| 1.3.2 间接介导胞外电子传递过程 |
| 1.3.3 胞外聚合物中细胞色素c介导胞外电子传递过程 |
| 1.4 细胞色素c介导中性亚铁氧化过程的研究现状 |
| 1.4.1 介导微需氧型亚铁氧化过程 |
| 1.4.2 介导硝酸盐还原亚铁氧化过程 |
| 1.5 本论文的研究目的、意义及主要内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究主要内容 |
| 第2章 定量化微生物的活细胞悬液中外膜细胞色素c的浓度及其氧化还原动力学 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料与试剂 |
| 2.2.2 实验操作方法 |
| 2.2.3 数据处理方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 对比普通光谱与漫透射光谱模式 |
| 2.3.2 漫透射光谱法定量外膜细胞色素c |
| 2.3.3 细胞色素c还原不同电子受体的氧化还原动力学 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 电子受体胁迫下Shewanella oneidensis MR-1 产生可溶性细胞色素c的过程与机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 实验操作方法 |
| 3.2.3 数据处理方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 可溶性细胞色素c的发现 |
| 3.3.2 细胞色素c的释放动力学 |
| 3.3.3 细胞色素c释放引起细胞形态学的改变 |
| 3.3.4 细胞色素c释放过程的转录组数据分析 |
| 3.3.5 细胞色素c的释放机制 |
| 3.3.6 环境的意义 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 Shewanella oneidensis MR-1 释放可溶性细胞色素c介导胞外电子传递过程与机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 器材与试剂 |
| 4.2.2 实验操作方法 |
| 4.2.3 数据处理方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 有无可溶性胞外有机化合物的MR-1 还原Cr(VI)的动力学 |
| 4.3.2 电化学和光谱表征可溶性胞外有机化合物 |
| 4.3.3 释放的细胞色素c和核黄素以电子穿梭体介导Cr(VI)的还原过程 |
| 4.3.4 释放的外膜细胞色素c和核黄素介导Cr(VI)还原的动力学模型 |
| 4.3.5 敏感性分析 |
| 4.3.6 环境的意义 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 Pseudogulbenkiania sp.strain2002 的胞外聚合物中细胞色素c介导硝酸盐还原亚铁氧化过程与机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 材料与试剂 |
| 5.2.2 实验操作方法 |
| 5.2.3 数据处理方法 |
| 5.3 结果及讨论 |
| 5.3.1 菌细胞胞外聚合物(EPS)的提取 |
| 5.3.2 EPS中细胞色素c表征及相关反应 |
| 5.3.3 EPS中细胞色素c影响硝酸盐及亚硝酸盐还原过程 |
| 5.3.4 EPS中细胞色素c影响生物氧化亚铁过程 |
| 5.3.5 EPS中细胞色素c影响成矿过程 |
| 5.3.6 环境的意义 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6 章 主要结论、创新之处及展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 存在的问题和研究展望 |
| 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）硫酸盐还原菌介导下二苯砷酸在不同铁矿物和土壤表面的吸附-解吸特征研究（论文提纲范文）
| 学位论文数据集 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 土壤中二苯砷酸的来源与污染现状 |
| 1.3 二苯砷酸在土壤中的环境行为及其影响因素 |
| 1.3.1 二苯砷酸在土壤中的吸附-解吸 |
| 1.3.2 二苯砷酸在土壤中吸附-解吸的影响因素 |
| 1.3.3 微生物对土壤中二苯砷酸的吸附-解吸与迁移转化的影响 |
| 1.4 二苯砷酸的生物毒性 |
| 1.5 二苯砷酸污染土壤的微生物修复技术 |
| 1.6 本研究的科学问题、研究内容、技术路线与科学意义 |
| 1.6.1 科学问题 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 科学意义 |
| 1.6.4 技术路线 |
| 第二章 硫酸盐还原菌介导下不同铁矿物对二苯砷酸的吸附特征 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 仪器与试剂 |
| 2.1.2 供试菌株 |
| 2.1.3 铁矿物制备 |
| 2.1.4 水溶液中铁矿物对二苯砷酸的吸附试验设计 |
| 2.1.5 培养基中铁矿物对二苯砷酸的吸附试验设计 |
| 2.1.6 DPAA的分析方法 |
| 2.1.7 傅里叶变换红外光谱 |
| 2.1.8 数据分析与统计 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 铁矿物表征 |
| 2.2.2 水溶液条件下不同铁矿物对二苯砷酸的吸附特征 |
| 2.2.3 硫酸盐还原菌介导下铁矿物对二苯砷酸的吸附特征 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 硫酸盐还原菌介导下不同铁矿物对二苯砷酸的解吸特征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 仪器与试剂 |
| 3.1.2 硫酸盐还原菌介导下不同铁矿物对二苯砷酸的解吸试验设计 |
| 3.1.3 pH和Eh测定 |
| 3.1.4 硫酸根的测定 |
| 3.1.5 盐酸可提取态二价铁与总铁测定 |
| 3.1.6 DPAA的分析方法 |
| 3.1.7 数据分析与统计 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 硫酸盐还原菌介导下不同铁矿物对二苯砷酸的解吸特征 |
| 3.2.2 DPAA解吸过程中pH和Eh的变化特征 |
| 3.2.3 DPAA解吸过程中的硫酸盐还原效应 |
| 3.2.4 DPAA解吸过程中铁元素的不同形态及其含量变化 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 硫酸盐还原菌介导下不同土壤对二苯砷酸的吸附-解吸特征 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 仪器与试剂 |
| 4.1.2 硫酸盐还原菌介导下土壤对二苯砷酸的吸附试验设计 |
| 4.1.3 硫酸盐还原菌介导下土壤对二苯砷酸的解吸试验设计 |
| 4.1.4 DPAA的分析方法 |
| 4.1.5 数据分析与统计 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 硫酸盐还原菌介导下不同土壤对二苯砷酸的吸附特征 |
| 4.2.2 硫酸盐还原菌介导下黑土对二苯砷酸的解吸特征 |
| 4.2.3 DPAA解吸过程中土壤pH和Eh变化特征 |
| 4.2.4 DPAA解吸过程中的硫酸盐还原效应 |
| 4.2.5 DPAA解吸过程中铁元素的不同形态及其含量变化 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 本研究主要创新点 |
| 5.3 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者及导师介绍 |
| 专业学位硕士研究生学位论文答辩委员会决议书 |
（5）表面活性剂清洗柴油污染土壤的增效机制及二次污染阻控研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤特性 |
| 1.1.1 土壤的有机成分 |
| 1.1.2 土壤的矿物成分 |
| 1.2 土壤污染现状 |
| 1.2.1 土壤污染 |
| 1.2.2 土壤石油烃污染 |
| 1.2.3 石油烃在土壤中的迁移行为 |
| 1.3 柴油污染土壤修复技术进展 |
| 1.3.1 物理修复技术 |
| 1.3.2 化学修复技术 |
| 1.3.3 物理化学修复技术 |
| 1.3.4 生物修复技术 |
| 1.3.5 复合修复技术 |
| 1.4 表面活性剂在土壤污染修复中的应用 |
| 1.4.1 表面活性剂的特性 |
| 1.4.2 表面活性剂的吸附 |
| 1.4.3 表面活性剂胶束理论 |
| 1.4.4 表面活性剂清洗修复柴油污染土壤技术 |
| 1.4.5 表面活性剂与油污的相互作用 |
| 1.4.6 表面活性剂作用机制 |
| 1.5 污染土壤洗涤表/界面作用力分析 |
| 1.6 碳纳米材料在环境修复中的应用 |
| 1.6.1 碳纳米颗粒合成方法 |
| 1.6.2 碳纳米颗粒成分与结构 |
| 1.6.3 碳纳米材料修复污染土壤及生态效应 |
| 1.7 研究内容及意义 |
| 参考文献 |
| 第二章 研究方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 化学试剂及药品 |
| 2.1.2 土壤 |
| 2.1.3 柴油的理化性质 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 表面活性剂临界胶束浓度测定 |
| 2.3.2 土壤理化性质分析 |
| 2.3.3 表面活性剂胶束测试分析 |
| 2.3.4 碳纳米颗粒材料表征分析 |
| 2.3.5 洗涤实验方法 |
| 2.3.6 皂苷和腐殖酸钠生态效应研究 |
| 2.3.7 数据统计学分析 |
| 参考文献 |
| 第三章 表面活性剂的选择与清洗修复效果比较 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同类型表面活性剂对洗涤效果的影响 |
| 3.3.2 污染土壤含油量对洗涤效果的影响 |
| 3.3.3 柴油污染时长对清洗效果的影响 |
| 3.3.4 清洗温度对洗涤效果的影响 |
| 3.3.5 pH值对阴离子表面活性剂清洗柴油污染土壤效果的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 洗涤助剂增效行为及其对植物生长的促进作用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同老化程度增效洗涤方式下柴油洗脱率的对比 |
| 4.3.2 助剂对洗涤效果的增效作用研究 |
| 4.3.3 碳纳米植物生长助剂的研制及应用 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 柴油污染土柱增效淋洗及洗涤液处理和循环利用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验试剂及仪器 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 柴油污染的土壤原位淋洗增效方法 |
| 5.3.2 土壤XRD结果分析 |
| 5.3.3 土壤TG-DTG热重分析结果 |
| 5.3.4 腐殖酸钠对皂苷淋洗的增效 |
| 5.3.5 土柱淋洗液的复配 |
| 5.3.6 土柱淋洗原位产生微气泡增效方法 |
| 5.3.7 不同土壤质地及污染时长对皂苷淋洗效果的影响 |
| 5.3.8 土柱淋洗尾水的无害化处理 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 表面活性剂溶液胶束特征及洗涤增效机制研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.2.1 实验试剂 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 蒙脱石对皂苷的吸附对洗脱效果的影响 |
| 6.3.2 皂苷在柴油污染蒙脱石的洗涤过程中的吸附现象 |
| 6.3.3 皂苷的吸附对蒙脱石分散的影响 |
| 6.4 皂苷对柴油污染蒙脱石的增效洗涤 |
| 6.4.1 腐殖酸钠及微泡对柴油污染蒙脱石的增效洗涤 |
| 6.4.2 不同增效方法下皂苷胶束的ζ电势 |
| 6.5 增效洗涤过程皂苷胶束化 |
| 6.5.1 皂苷胶束的形状变化 |
| 6.5.2 皂苷胶束的TEM形态 |
| 6.5.3 腐殖酸钠对皂苷胶束当量直径的影响 |
| 6.5.4 超声对皂苷胶束当量直径的影响 |
| 6.5.5 腐殖酸钠的添加及超声对胶束疏水性内腔总体积的影响 |
| 6.5.6 皂苷洗涤作用机制 |
| 6.6 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 7.3 创新点 |
| 攻读博士学位期间获得的研究成果 |
| 一、论文发表情况 |
| 二、主要参与的科研项目 |
| 三、主要获奖情况 |
| 致谢 |
（6）含水层介质砷释放规律及影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 氧化还原环境对As迁移转化的影响 |
| 1.2.2 天然有机物对As释放的影响 |
| 1.2.3 微生物对As迁移转化的影响 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验材料选取及预处理 |
| 2.1.2 实验材料性质及元素含量测定 |
| 2.2 实验设备及试剂 |
| 2.2.1 实验设备 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.3 实验测试分析方法 |
| 2.3.1 实验方案设计 |
| 2.3.2 环境物理指标测定 |
| 2.3.3 重金属浓度测定 |
| 2.3.4 溶液阴离子浓度测定 |
| 2.3.5 固体样品化学表征 |
| 2.3.6 光谱测试及荧光指数计算 |
| 2.3.7 微生物多样性测试 |
| 第3章 有机物作用下As的释放规律 |
| 3.1 有机物作用下环境因素变化 |
| 3.2 有机物类别及浓度对As向水环境中释放的影响 |
| 3.3 有机物作用下沉积物中不同结合态As的变化规律 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 有机物特征与降解作用对As释放影响研究 |
| 4.1 有机物组分特征及含量对As释放的影响 |
| 4.1.1 三维荧光表征有机质组分特征 |
| 4.1.2 有机质组分含量对As释放的影响 |
| 4.2 有机物降解特征对As释放影响 |
| 4.3 反应体系中有机物荧光组分特征对As释放的指示作用研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 赋存As的铁锰矿物对As释放作用过程研究 |
| 5.1 沉积物中Fe、Mn矿物分析 |
| 5.2 Fe、Mn的释放规律 |
| 5.3 Fe的次生矿物对As浓度影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 微生物作用对As释放的影响 |
| 6.1 微生物多样性及差异性分析 |
| 6.1.1 微生物丰富度及多样性 |
| 6.1.2 微生物的组间差异性 |
| 6.2 微生物群落结构 |
| 6.3 微生物影响下As的释放 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 创新点 |
| 7.2 结论 |
| 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 |
（7）非均相催化降解地下水中有机氯化合物的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 有机氯化合物概述 |
| 1.2 有机氯化合物性质及危害 |
| 1.2.1 四氯化碳的性质及危害 |
| 1.2.2 2,4-二氯苯氧乙酸的性质及危害 |
| 1.3 含氯有机污染物的修复技术研究进展 |
| 1.3.1 物理修复方法 |
| 1.3.2 生物方法 |
| 1.3.3 化学方法 |
| 1.4 研究的目的与意义 |
| 1.5 研究的内容与创新点 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 创新点 |
| 第2章 催化剂的制备和表征 |
| 2.1 制备材料与表征分析仪器 |
| 2.1.1 制备仪器与试剂 |
| 2.1.2 表征分析仪器 |
| 2.2 Fe~0@Fe_3O_4 的制备与表征 |
| 2.2.1 Fe_3O_4 的制备 |
| 2.2.2 Fe~0@Fe_3O_4 的制备 |
| 2.2.3 Fe~0@Fe_3O_4 的表征 |
| 2.3 Fe~0/Pd@Fe_3O_4 的制备与表征 |
| 2.3.1 Fe_3O_4 的制备 |
| 2.3.2 Fe~0/Pd@Fe_3O_4 的制备 |
| 2.3.3 Fe~0/Pd@Fe_3O_4的表征 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 Fe~0@Fe_3O_4还原降解四氯化碳 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 影响因素 |
| 3.3.1 初始溶液pH值 |
| 3.3.2 反应温度 |
| 3.3.3 催化颗粒投加量及污染物浓度 |
| 3.3.4 常见无机阴离子 |
| 3.4 不同体系对四氯化碳的降解效果 |
| 3.5 Fe~0@Fe_3O_4 降解四氯化碳产物及降解机理 |
| 3.5.1 产物分析 |
| 3.5.2 铁离子/亚铁离子浓度 |
| 3.6 Fe~0@Fe_3O_4 降解四氯化碳机理 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 Fe~0/Pd@Fe_3O_4 还原降解四氯化碳 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 Pd负载量 |
| 4.4 影响因素 |
| 4.4.1 初始溶液pH值 |
| 4.4.2 反应温度 |
| 4.4.3 催化颗粒投加量及污染物浓度 |
| 4.4.4 常见无机阴离子 |
| 4.5 Fe~0@Fe_3O_4 降解四氯化碳产物及降解机理 |
| 4.5.1 产物分析 |
| 4.5.2 铁离子/亚铁离子浓度 |
| 4.5.3 Fe~0@Fe_3O_4 降解四氯化碳机理 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 Fe~0@Fe_3O_4 降解2,4-二氯苯氧乙酸 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试剂材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 影响因素 |
| 5.3.1 初始溶液pH值 |
| 5.3.2 过氧化氢浓度 |
| 5.3.3 反应温度 |
| 5.3.4 催化颗粒投加量 |
| 5.3.5 常见无机阴离子 |
| 5.4 不同体系对2,4D的降解效果 |
| 5.5 Fe~0@Fe_3O_4 降解2,4D产物及降解途径 |
| 5.5.1 铁离子/亚铁离子浓度 |
| 5.5.2 自由基抑制剂对2,4-D降解的影响 |
| 5.5.3 产物分析 |
| 5.5.4 Fe~0@Fe_3O_4 降解2,4D机理 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）生物炭耦合生物电化学系统强化有机污染物降解的长距离电子传递机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 生物炭研究进展 |
| 1.1.1 生物炭的结构及性质 |
| 1.1.2 生物炭的环境效应 |
| 1.2 生物炭促进微生物有机污染物降解机制 |
| 1.2.1 电子穿梭体机制 |
| 1.2.2 导体机制 |
| 1.3 生物电化学系统及其在降解有机污染物中的应用 |
| 1.3.1 生物电化学系统原理及进展 |
| 1.3.2 电活性生物膜的长距离电子传递机制 |
| 1.3.3 生物电化学系统强化生物修复 |
| 1.4 生物炭耦合生物电化学系统在有机污染降解方面应用 |
| 1.5 本论文研究目的和内容 |
| 1.5.1 研究意义及目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 生物炭介导长距离电子传递过程的电化学表征方法研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 土壤样品的采集与处理 |
| 2.2.2 实验仪器及试剂 |
| 2.2.3 生物炭的制备与表征 |
| 2.2.4 生物炭和生物炭-土壤体系导电性测定 |
| 2.2.5 生物炭在土壤介质中介导长距离电子传递方法 |
| 2.2.6 检测方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 土壤及生物炭的理化性质 |
| 2.3.2 生物炭添加对土壤导电性的影响 |
| 2.3.3 生物炭介导的土壤长距离电子传递研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 生物炭介导长距离电子传递促进生物电化学系统降解菲 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 土壤样品的采集与处理 |
| 3.2.2 实验仪器及试剂 |
| 3.2.3 生物炭的制备与表征 |
| 3.2.4 BESs的构建及培养 |
| 3.2.5 检测方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 土壤与生物炭理化性质 |
| 3.3.2 生物炭促进土壤PHE长距离降解的电化学机制 |
| 3.3.3 生物炭促进土壤PHE的降解转化 |
| 3.3.4 生物炭促进PHE还原转化的微生物学机制 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 生物炭介导的长距离电子传递促进生物电化学系统降解五氯酚过程及机理研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 土壤样品的采集与处理 |
| 4.2.2 实验仪器及试剂 |
| 4.2.3 生物炭的制备与表征 |
| 4.2.4 BESs的构建及培养 |
| 4.2.5 检测方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同炭烧温度生物炭促进土壤PCP长距离还原转化的电化学机制 |
| 4.3.2 PCP在生物炭和土壤的还原转化动力学 |
| 4.3.3 生物炭促进PCP还原转化的微生物学机制 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 生物电化学系统中五氯酚同步脱氯和矿化降解的微生物机制研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验仪器及试剂 |
| 5.2.2 BESs构建及培养 |
| 5.2.3 SIP实验设计 |
| 5.2.4 DNA提取及超高速离心 |
| 5.2.5 检测方法 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 BESs中PCP的降解 |
| 5.3.2 PCP功能微生物鉴定 |
| 5.3.3 脱氯及矿化生物膜 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 主要结论、创新之处及研究展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 不足与研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的学术论文及研究成果 |
| 致谢 |
（9）内蒙古河套盆地土着铁还原菌特征及生化效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 铁还原功能微生物的多样性及分离 |
| 1.2.2 铁还原功能微生物的作用机理 |
| 1.2.3 铁还原功能微生物在高砷环境中的作用 |
| 1.3 科学问题的提出 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.4.3 课题支撑 |
| 2 研究区概况与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 区域水文地质条件 |
| 2.2 地下水和沉积物样品采集和分析 |
| 2.2.1 采样点位置 |
| 2.2.2 常规样品采集方法 |
| 2.2.3 样品分析方法 |
| 2.3 微生物样品的采集、分析和实验方法 |
| 2.3.1 微生物样品的采集 |
| 2.3.2 微生物群落特征分析 |
| 2.3.3 铁还原微生物的分离与鉴定 |
| 2.3.4 铁还原微生物的生物化学效应研究 |
| 2.3.5 分析测试仪器及方法 |
| 3 地下水及沉积物生物地球化学特征 |
| 3.1 地下水生物地球化学特征 |
| 3.1.1 地下水理化特征 |
| 3.1.2 地下水微生物群落特征 |
| 3.1.3 微生物群落特征与地下水化学特征的关系 |
| 3.2 沉积物生物地球化学特征 |
| 3.2.1 沉积物理化特征 |
| 3.2.2 沉积物微生物群落特征 |
| 3.2.3 微生物群落与沉积物特征的关系 |
| 3.3 小结 |
| 4 铁还原微生物的分离与鉴定 |
| 4.1 土着铁还原菌的分离 |
| 4.2 分离获得的土着铁还原微生物特性 |
| 4.2.1 芽孢杆菌属 |
| 4.2.2 梭菌属 |
| 4.2.3 肠球菌属 |
| 4.3 小结 |
| 5 铁还原微生物的生物化学效应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 微生物对液相Fe(III)的还原特征 |
| 5.3 微生物对固相Fe(III)的还原特征 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 存在问题 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（10）过渡金属化合物活化单过硫酸盐降解有机污染物的机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 第一节 多氯联苯类污染物概述 |
| 1.1.1 多氯联苯性质 |
| 1.1.2 多氯联苯的污染现状 |
| 第二节 邻苯二甲酸酯类污染物概述 |
| 1.2.1 邻苯二甲酸酯性质 |
| 1.2.2 邻苯二甲酸酯污染现状 |
| 第三节 有机污染物的修复方法 |
| 第四节 基于硫酸根自由基的高级氧化技术 |
| 1.4.1 传统高级氧化技术 |
| 1.4.2 活化单过硫酸盐产生硫酸根自由基 |
| 第五节 研究意义及内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 生物炭负载金属氧化物降解多氯联苯的研究 |
| 第一节 前言 |
| 第二节 实验材料与方法 |
| 2.2.1 供试材料 |
| 2.2.2 催化剂合成与表征 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 第三节 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 生物炭负载氧化铜活化氧化剂去除PCB28 |
| 2.3.2 生物炭负载氧化铁活化氧化剂去除PCB28 |
| 2.3.3 生物炭负载氧化镍活化氧化剂去除PCB28 |
| 2.3.4 生物炭负载氧化锌活化氧化剂去除PCB28 |
| 第四节 本章小结 |
| 第三章 硫化铜活化单过硫酸盐降解邻苯二甲酸酯 |
| 第一节 前言 |
| 第二节 实验材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料 |
| 3.2.2 催化剂的制备与表征 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 第三节 实验结果及讨论 |
| 3.3.1 CuS固体的表征 |
| 3.3.2 CuS活化PMS降解DEP的动力学 |
| 3.3.3 CuS剂量与PMS浓度对DEP降解的影响 |
| 3.3.4 初始pH对DEP降解的影响 |
| 3.3.5 环境中常见阴离子对DEP降解的影响 |
| 第四节 本章小结 |
| 第四章 硫化铜活化单过硫酸盐的机制研究 |
| 第一节 前言 |
| 第二节 实验材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料 |
| 4.2.2 催化剂的制备与表征 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 第三节 实验结果及讨论 |
| 4.3.1 CuS/PMS体系自由基的鉴定 |
| 4.3.2 CuS/PMS体系自由基产生的可能路径 |
| 4.3.3 CuS/PMS体系降解DEP的循环性能评价 |
| 第四节 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 第一节 主要结论 |
| 第二节 创新点 |
| 第三节 不足之处 |
| 第四节 未来展望 |
| 参考文献 |
| 个人学术信息 |
| 致谢 |
四、自然界中铁硫化物矿物对含氯有机化合物降解作用（论文参考文献）
- [1]基于低温热转化的污泥中磷的迁移转化及回用研究[D]. 孟详东. 浙江大学, 2021
- [2]苯系物、氯代烃对铁生物还原的影响机制[D]. 刘珊. 中国地质大学, 2021
- [3]微生物外膜细胞色素c介导的胞外电子传递过程与机制[D]. 罗小波. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2020(01)
- [4]硫酸盐还原菌介导下二苯砷酸在不同铁矿物和土壤表面的吸附-解吸特征研究[D]. 路露露. 北京化工大学, 2020(02)
- [5]表面活性剂清洗柴油污染土壤的增效机制及二次污染阻控研究[D]. 黄昭露. 东华大学, 2020(01)
- [6]含水层介质砷释放规律及影响因素研究[D]. 冯帆. 中国环境科学研究院, 2020(05)
- [7]非均相催化降解地下水中有机氯化合物的机理研究[D]. 吕小凡. 中国地质大学(北京), 2020(08)
- [8]生物炭耦合生物电化学系统强化有机污染物降解的长距离电子传递机制[D]. 蔡茜茜. 福建农林大学, 2020
- [9]内蒙古河套盆地土着铁还原菌特征及生化效应[D]. 于小诺. 中国地质大学(北京), 2020(08)
- [10]过渡金属化合物活化单过硫酸盐降解有机污染物的机制研究[D]. 王肖磊. 安庆师范大学, 2020(12)