一、高效苯胺降解细菌GXA7的筛选鉴定与特性研究（论文文献综述）
李大卉[1]（2021）在《Rhodococcus sp. DH-2对苯胺和原油的降解及对重金属耐受性研究》文中研究说明苯胺（Aniline）由一个苯环和一个氨基构成,是最主要的胺类之一,也是一种普遍存在的污染物。由于苯胺也经常出现于原油污染的地下水环境中或重金属污染区域,这种多重胁迫导致苯胺的生物降解效率降低。对于受苯胺污染的环境,生物降解被认为是有效、经济和简便的过程。在本文中,从长期受苯胺污染土壤中分离筛选出一株高效苯胺降解菌,研究了其代谢途径、降解苯胺、原油和耐受重金属的能力。经过模拟受多重污染的土壤实验,以期实现菌株应用于苯胺、原油和重金属三重污染环境的生物修复目标。具体的研究工作如下:（1）从长期受苯胺污染的土壤中分离到一株苯胺高效降解菌DH-2。通过形态学观察及16S r RNA基因序列分析鉴定为红球菌;绘制了菌株在乙醇中的生长曲线,确定48h为最佳种子培养时间;在添加500-1500 mg/L苯胺的条件下,30℃200 rpm振荡培养48 h,菌株DH-2对苯胺的降解率大于50%,说明菌株DH-2具有良好的应用前景。（2）通过单因素优化实验,最终确定菌株DH-2对苯胺的最佳降解条件为:温度35℃,p H 8.0,Na Cl含量不超过3%,36h对1000mg/L苯胺的降解率在80%以上。在此条件下,菌株48h可以彻底降解浓度为1000mg/L苯胺;经HPLC-MS分析,推测菌株DH-2降解苯胺途径为邻苯二酚途径。（3）探究了不同原油加入量对DH-2原油降解的影响,证明菌株DH-2对于原油（质量分数为2%）有较好的降解效果;进而考察其对苯胺、原油双重污染的降解效率,实验表明菌株DH-2在最优培养条件下对1000 mg/L苯胺和2%质量浓度的原油双重污染下,2 d内完全降解苯胺,4 d内原油的降解率达到92.6%;应用实时荧光定量PCR方法检测苯胺及原油相关降解基因的表达情况,菌株DH-2对苯胺和原油有较好的降解效果,并且菌株DH-2在双重污染下优先以烷烃为碳源供给自身生长,烷烃的存在间接增强了菌株对苯胺的降解效果。（4）对菌株DH-2的重金属耐受情况进行了研究,结果表明低浓度的Pb（II）和Fe（II）能促进菌株对苯胺的降解。模拟土壤生物修复试验表明,菌株DH-2在20mg/L Fe（Ⅱ）和Pb（Ⅱ）存在下,对1000mg/L苯胺和2%原油双重污染情况具有较好的降解效果。苯胺和原油分别在3d和12d后被完全降解。本文实验表明,菌株DH-2具有多种分解代谢能力,在降解苯胺及原油的同时能耐受一定浓度的重金属,低浓度的Pb（II）和Fe（II）对菌株的降解有一定的促进作用。迄今为止极少研究报道苯胺降解菌能够在多种污染存在下保持降解能力,本文同时研究了重金属对土壤中苯胺及原油生物修复的影响,结果表明DH-2菌株有一定潜力可对苯胺、重金属及原油多重胁迫下的土壤进行生物修复。
郭红利[2]（2020）在《UASB厌氧反应器共代谢降解苯胺废水的研究》文中研究说明苯胺作为众多产品的原辅材料,被广泛的应用于各行各业之中。随着苯胺使用量增加,导致水环境中含苯胺类物质也不断增加,造成水体的污染,严重影响生态平衡。厌氧生物处理法具有运行成本低、降解效率高和产生清洁能源等优点,被广泛的应用于废水处理中。而厌氧共代谢生物处理技术作为处理难降解有毒有害污染物的新兴手段,受到国内外学者的广泛关注。但对于使用厌氧共代谢生物处理法降解苯胺废水的机理研究较少,其运行参数及降解机理还有待于深入探究。而UASB厌氧生物反应器作为高效厌氧反应器,具有优异的去除高浓度有机物的能力,因此本文选用UASB厌氧生物反应器,接种处理柠檬酸废水的厌氧颗粒污泥,以淀粉作为共代谢底物对苯胺进行降解研究。通过优化苯胺和淀粉的有机负荷,研究了在不同负荷下出水的化学需氧量（COD）、苯胺含量和污泥粒度及产甲烷比活性（SMA）等因素的变化规律;通过平行因子分析法（PARAFAC）和荧光区域积分法（FRI）研究了出水中溶解性有机物（DOM）的变化规律;最后通过高通量测序技术对反应器运行不同时期的微生物群落结构进行了分析,为UASB厌氧反应器处理苯胺类废水的实际应用和共代谢处理苯胺废水机理提供理论依据和技术参考。得到主要结论如下:（1）UASB厌氧反应器在启动过程中,进水淀粉负荷从1.2 gCODL-1d-1逐步提高到7.2 gCODL-1d-1。在氮饥饿条件下,COD去除率始终维持在85%左右,而在补充氮源后,出水COD去除率提高到95%,出水氨氮快速下降,表明在氮饥饿环境中,氮的含量是厌氧消化的主要限制因素。通过PARAFAC分析,发现出水DOM的主要组分为类蛋白质、色氨酸和类腐殖质。污泥平均粒度由29.7μm增大至236.29μm,平均粒度增长7.95倍。氢营养型产甲烷菌和乙酸营养型产甲烷菌的最大比产甲烷速率分别提高1.36倍和2.83倍。（2）UASB厌氧反应器对苯胺和淀粉共代谢的最优浓度为苯胺负荷2.45 gCODL-1d-1,淀粉负荷3.55 gCODL-1d-1,此时COD去除率在75%以上,苯胺去除率为81%以上;通过FRI分析发现出水DOM的主要组分为类蛋白化合物。（3）在门分类水平上,启动过程中,细菌中的优势门为Bacteroidetes、Chlo-roflex、Firmicutes、Synergisttes和Thermotogae,相对丰度分别为 21.9%、21.2%、15.3%、8.8%和 6.6%;当苯胺负荷为 3.0 gCODL-1d-1时,Bacteroidetes、Prote-obacteria、Thermotogae 和 Actinobacteria 的相对丰度分别增加了 40.3%、54.4%、65.0%和 52.4%,并且出现了Spirochaetes、Patescibacteria和Calditrichaeota;当苯胺负荷提高到6.0 gCODL-1d-1时,Bacteroidetes和Firmicutes的相对丰度分别下降至37.8%和18.6%,而Chloroflexi和Synergistetes相对丰度达到最大值,分别为 21.6%和 10.2%。（4）在属分类水平上,启动过程中,细菌中的优势属为Longilinea、Christe-nsenellacea、Aminivibrio和 Bacteroides,相对丰度分别为 30.8%、9.3%、8.97%和8.39%;当苯胺负荷为3.0 gCODL-1d-1时,Longilinea丰度显着下降,相对丰度仅为0.91%,而Syner、Christnsenellaceae和Anaerolinea成为优势属,相对丰度分别为5.5%、15.7%和5.4%,同时反应器内出现了对苯胺具有代谢功能的Acinetobacter、Pseudomonas 和 Paenibacillus;当苯胺负荷提高到6.0 gCODL-1d-1时,WCHBl-02Unclassified、AmbiguoustaxaUnclassified 和 Spirochaetace-aeUnclassified相对丰度分别增加了 24.5%、13.5%和26.8%。（5）在启动过程中产甲烷菌以乙酸营养型产甲烷菌Methanosaeta为主,当加入苯胺进行共代谢后,氢营养型产甲烷菌Methanoliea、Methanospirillum、Met-hanocorpusculum和Methanobacterium丰度显着增加;在苯胺负荷为3.0 gCODL-1d-1时,氢营养型产甲烷菌占产甲烷菌的比例由8.3%增至49.5%;当苯胺负荷提高到6.0 gCODL-1d-1时,氢营养型产甲烷菌占产甲烷菌的比例增加至59.7%。
诸葛荣夏[3]（2020）在《腐浆中木质纤维降解菌的筛选及复合菌系构建》文中研究说明纸机环境中适宜的温度、湿度以及丰富的营养源为微生物的滋生提供了完备优良的生长条件,为腐浆中极高的微生物多样性提供了可能性。因此,选择以腐浆作为菌种的获取来源,培养分离纯化得到不同菌种后,经分子生物学鉴定亲缘属种关系。再对分离所得的菌株进行纤维素、木质素降解能力的筛选,并探究其产酶特性、降解特性,最后构建复合菌系,旨在进一步提高筛选菌株的降解特性以及针对农业废弃物的资源化利用。主要研究结果如下:（1）从纸机的腐浆提取菌株,经培养分离纯化取得不同的菌种,再利用16SrRNA技术以及系统发育树的构建鉴定不同菌种的亲缘属种关系。本研究共分离纯化得到72株菌株,分属4个菌门以及16个菌属。其中最具优势菌门为变形菌门,占分离菌群的75%;最具优势的三个菌属依次为Pseudomonas（假单胞菌）、Acinetobacter（鲍曼不动杆菌）和Bacillus（芽孢杆菌）,分别占所分离菌株总数的32%,20%,14%。（2）通过苯胺蓝褪色的定性实验、基于紫外分光光度法的苯胺蓝褪色率的定量实验、刚果红-CMCNa培养基、滤纸崩解实验、以及木质素和纤维素相关酶系的酶活力定量检测,分别筛选出了三株高效木质素降解菌以及三株高效纤维素降解菌。经分子生物学鉴定,木质素降解菌依次为菌株WH2-37（假单胞菌属Pseudomonas sp.）,菌株BZ2-78（类芽孢杆菌属Paenibacillus sp.）以及菌株BZ2-84（芽孢杆菌Bacillus sp.）;三种纤维素降解菌依次为:菌株WH1-9（芽孢杆菌Bacillus sp.）,菌株WH2-56（游动微菌Planomicrobium sp.）,菌株BZ1-65（黄单胞菌Xanthomonas sp.）。（3）首次针对分离所得的动性微菌属Planomicrobium sp.WH2-56进行不同碳源下的降解能力以及产酶特性探究。该菌株产CMC纤维素酶最大积累时间为48 h-96 h,酶活力峰值达到0.62 U/mL,其产酶最适pH为6.0;最适温度为37℃。不同的纤维材料以及农业废弃物分别作为碳源时,菌株的产酶效果有差异,其中微晶纤维素和稻杆对该菌株的产酶以及代谢有明显的促进作用,以上两种碳源中FPA最高酶活力分别为:0.31 U/mL、0.35 U/mL,以及CMCase的最高酶活力分别为0.39 U/mL和0.62 U/mL;而玉米秸秆作为碳源时,菌株的酶活性以及代谢活性均处于较低的水平。（4）将3株高效纤维素降解菌以及3株高效木质素降解菌复合构建无拮抗的菌系,分别测定各组合菌群在37℃,200 rpm下连续发酵72 h后的CMCase、FPA、LiPs、MnPs以及Lac的酶活力,对比得到一组互相无拮抗且木质纤维相关酶系的酶活力较高的复合菌系W-2。该菌系的酶活力峰值除LiPs酶活力较单菌种并没有显着提升之外,其余四种酶活力值相较于单菌种均有较大甚至翻倍的提升效果,其中尤以木质素酶漆酶活性提升最大为12.34 U/mL,达到单菌种酶活力的四倍之多。（5）以稻杆作为唯一碳源研究复合菌群W-2的产酶特性,调整初始pH值以及培养温度后,确定了该复合菌群的降解农业废弃物的最适条件,即培养温度为37℃、初始pH值为6.5时,秸秆的失重率达到32.15%左右,达到单菌种WH2-56的稻杆失重率的两倍以上。说明复合菌系W-2降解能力稳定可靠,具有较高的实际应用价值和参考价值。
庄睿花[4]（2020）在《稻麦轮作系统麦秸降解菌群落动态分析及高效菌株筛选》文中研究说明秸秆腐熟剂是目前降解秸秆的最便捷、有效的途径,而筛选出具有高效秸秆降解能力的菌株是复配秸秆腐熟剂的关键。目前,人们已经报道筛选了许多秸秆降解菌,但针对沿淮地区稻麦轮作系统所筛的菌株并不多,且所筛菌种单一,没有结合细菌群落动态进行分析。本文在分析黄褐土和潮土还田秸秆的质量和化学组成变化规律、秸秆降解细菌群落结构动态的基础上,首先通过选择性平板和酶活定量相结合的方法筛选优势且高效的纤维素和木质素降解菌并进行种属鉴定,进而对所选菌株的最佳发酵条件做了系统研究。主要研究结果如下:1.不同土壤类型下,秸秆腐解率均表现为前期迅速、后期缓慢的规律。不同土壤类型下的秸秆总腐解率相差不大,但腐解过程的快慢略有不同。秸秆还田的0～15 d为小麦秸秆的快速腐解期,黄褐土处理下小麦秸秆腐解率达1 7.46%,潮土处理下小麦秸秆腐解率达24.19%。15～120 d腐解速率明显下降,秸秆腐解进入缓慢期。至120 d腐解结束时,黄褐土和潮土处理下秸秆总腐解率分别为42.39%和43.94%。小麦秸秆在不同土壤、不同腐解时期的红外光谱图形基本相近,但一些主要特征吸收峰及其吸收强度出现了变化。黄褐土处理下的小麦秸秆在腐解第60 d时,主要特征吸收峰的强度增大最明显;到120 d时,各吸收峰又稍微减弱。而潮土处理下吸收峰相对强度有两种情况:3440～3430 cm-1、1640～1630 cm-1、1460 cm-1处吸收峰相对强度一直增大;2925～2850 cm-1、1000～1100 cm-1处吸收峰强度先增大后减小,均在60 d达到最大吸收强度,后又开始下降。2.秸秆腐解过程中,降解细菌的物种丰富度、多样性和优势菌门均明显提高,在秸秆腐解后期又有所下降,但仍明显高于腐解前期。黄褐土和潮土处理下的Chao 1指数均在60 d达到最大,分别为1427.9和2788.9,黄褐土处理下的Shannon指数在60 d达到最大,为8.55,后期下降至6.64,而潮土处理下的Shannon指数一直在增大,120 d时最大,为8.61。随着腐解的时间延长,细菌优势门数先增加后减少,两种土壤处理均在60d达到最多优势菌门,分别为6门和5门。3.通过CMC-Na平板透明圈试验和苯胺蓝平板脱色试验,筛选出具纤维素降解能力菌9株,具木质素降解能力菌7株。测序结果显示,这16种菌株分别为克雷伯氏菌属、Chitinophaga菌属、芽孢杆菌属、鞘氨醇杆菌属、Stenotrophomonas菌属、大肠杆菌属、拉乌尔菌属、肠杆菌属、假单胞菌属共9个属。进一步通过纤维素酶和木质素酶活（木质素过氧化物酶、锰过氧化物酶、漆酶）比较,分别从黄褐土和潮土中各遴选出纤维素和木质素高效降解菌1株,分别为X15C2、X15H2、M15H2、M15C3,其中X15C2、X15H2具有比较高的纤维素酶活,分别为1603.04μg/min/g、1575.09 μg/min/g;M15H2、M15C3的木质素过氧化物酶、锰过氧化物酶、漆酶分别为125.49、23.91、8.91 和 103.14、22.35、22.36。4.通过对所筛4株高效降解菌进行不同碳源、氮源、pH、温度的摇瓶实验,发现菌株X15H2、M15H2、M15C3最适发酵培养条件均为初始pH为5,温度为28℃,菌株X15C2最适发酵培养条件是初始pH为6,温度为36℃。菌株X15H2最佳碳、氮源分别是蔗糖和酵母粉;菌株X15C2最佳碳、氮源分别蔗糖和蛋白胨;菌株M15H2最佳碳、氮源分别是蔗糖和酵母粉;菌株M15C3最佳碳、氮源分别是麦芽糖和酵母粉。综上所述,随着腐解时间的延长,秸秆腐解率逐渐上升,0-15d腐解率提高最快,于此同时,细菌的多样性、丰富度及优势菌门均明显提高,腐解天数为15d时选出高效产酶菌株四株。
申志慧[5]（2020）在《氟环唑降解菌的筛选鉴定及其降解特性研究》文中研究表明氟环唑（epoxiconazole）是一种新型内吸性三唑类含氟杀菌剂,可通过抑制麦角甾醇的合成,阻碍病原菌的细胞壁形成,对禾谷类作物白粉病、条锈病等具有良好的防治作用。随着农业生产中三唑类杀菌剂大范围应用,其环境残留问题引起人们的关注。微生物在环境农药残留降解中发挥着重要作用,筛选高效降解氟环唑的微生物对于修复农药污染有重要意义。本研究从农药厂周边土壤中首次分离筛选得到1株高效氟环唑降解菌F1,通过形态学观察、生理生化试验和16S r RNA序列分析进行菌种鉴定,优化了菌株F1降解氟环唑的环境条件,进一步通过绿色荧光蛋白标记,获得标记菌株F1-GFP,在土壤-青菜系统中,研究了菌株F1对氟环唑污染土壤的修复效果,为未来利用微生物修复氟环唑污染土壤提供技术支持和理论依据。主要研究结果如下:1、采用单一碳源分离方法和平板划线法,从土壤中分离纯化得到8株以氟环唑为唯一碳源的降解菌株F1～F8,其中菌株F1降解氟环唑的效率最高,在30℃、p H值为7.0条件下培养6 d,氟环唑降解率最高,因此选取菌株F1作为本论文的研究对象。通过观察菌株菌落形态特征、生理生化鉴定、16S r RNA序列相似性及系统发育分析,发现其亲缘关系与昆明假单胞菌Pseudomonas kunmingensis HL22-2最近,菌株F1初步鉴定为假单胞菌属（Pseudomonas sp.）。2、通过单因素试验和正交试验对氟环唑降解菌的降解特性进行了研究。结果表明,氟环唑浓度为20 mg/L,温度为30℃、p H值为6.0～8.0条件下,接入菌悬液使无机盐培养基的OD600为0.10,培养6 d后氟环唑降解率最高可达90.4%。此外,增加接菌量可明显提高氟环唑的降解率。正交试验结果表明,影响菌株F1降解氟环唑的因子主次顺序依次为温度>p H值>底物浓度>接菌量,降解效率最佳的条件为温度30℃、p H=7.0、接菌量0.50、底物浓度20 mg/L。3、采用三亲本接合法对氟环唑降解菌进行GFP标记,并在上海青中进行了定殖验证。通过将不同抗生素抗性的含有GFP标记基因的E.coli TG1/p PROBE-p Tetr OT供体菌、DH5α/p RK2013辅助菌及受体菌F1按照1:1:1的体积比混匀培养,诱导供体菌中的GFP标记基因转移进入目标菌株F1中,获得发出绿色荧光的标记菌株F1-GFP,并可以稳定遗传。菌株F1与标记菌株F1-GFP在生长动力学、对氟环唑的降解性能方面均无明显差异。在上海青中接种标记菌株F1-GFP,利用荧光显微镜观察,上海青根茎组织中均能观察到明显的绿色荧光,表明标记菌株F1-GFP可以在上海青的根茎组织中成功定殖。4、通过温室盆栽试验,研究了氟环唑污染土壤中,接种菌株F1对氟环唑降解、残留及上海青吸收氟环唑的影响。结果表明,随着接菌量由2%增加至8%,土壤中氟环唑降解速率加快,在接菌量为8%条件下,6 d降解率可达92.1%。与未接菌的对照组比,接菌处理后,土壤中的氟环唑残留量减少了26.5%～63.7%,上海青根系中的氟环唑残留量减少了17.3%～28.7%,茎叶中的氟环唑残留量减少了24.3%～51.9%。此外,接菌后茎叶和根系的生物量（鲜重）均显着增加（P<0.05）,较未接菌处理组分别增加了42.8%和50.8%。这些结果表明,外源添加氟环唑降解菌可以提高土壤中氟环唑的降解速率,从而降低土壤中氟环唑残留,进而缓解了氟环唑对上海青的胁迫并减少了上海青对氟环唑的吸收。研究结果说明,菌株F1在氟环唑污染土壤的修复中具有一定的应用潜力。
邹荣松[6]（2019）在《园林绿化废弃物腐熟中木质素和纤维素降解菌的筛选诱变及扩繁》文中进行了进一步梳理随着我国城市园林绿化事业的大力发展,每年产生了大量的园林绿化废弃物,如何将城市园林绿化废弃物变废为宝成为亟待解决的问题。以堆肥技术为代表的生物处理方法,可以实现园林绿化废弃物资源化利用,但园林绿化废弃物中木质素和纤维素含量高,导致堆肥效率低。为了加快园林绿化废弃物堆肥效率,拟从堆肥中筛选出高效的木质素和纤维素降解菌,并通过诱变技术提高它们对木质素和纤维素降解能力,并探讨其基因功能、扩繁工艺以及酶学特性。利用苯胺蓝和羧甲基纤维素（CMC）-刚果红培养基褪色圈法、实验室固态发酵试验、酶活力定量检测,共筛选到了3株相对优势的木质素和纤维素降解菌:枯草芽孢杆菌（B.subtilis）BL03、曲霉菌属（Aspergillus sp.）BL06、土芽孢杆菌属（Geobacillus sp.）BL15,其中 B.subtilis BL03 产 CMC 纤维素酶和漆酶,Aspergillus sp.BL06 产木质素过氧化物酶和锰过氧化物酶,Geobacillus sp.BL15产CMC纤维素酶。利用常压室温等离子（ARTP）对分离出的菌诱变并定向筛选,发现Aspergillus sp.BL06对ARTP诱变不敏感、致死率不明显,而Geobacillus sp.BL15诱变后未筛选到有明显突变的菌株,故暂停该两株菌的诱变和筛选工作。控制B.subtilis BL03诱变条件,使其在致死率约95%进行诱变。基于酶标仪,以对苯胺蓝脱色率为指标,结合在CMC-刚果红培养基褪色圈直径,对B.subtilis BL03诱变后突变株进行了初筛;再通过滤纸法观察透明圈、测定酶活力等方法复筛,确定了 2株正向突变株,并观察其基因稳定性。最终确定1株突变株B.subtilis BLAR1,20代传代培养后,CMC纤维素酶和漆酶活力分别为（U/mL）:162.67、21.30,较B.subtilis BL03 分别提高 49.69%和 35.18%。将B.subtilis BLARl和BL03应用到园林绿化废弃物堆肥试验,并以黄孢原毛平革菌（P.chrysosporium）和未接菌剂的空白处理作为对照,在堆肥开始（0d）和堆肥30 d两次添加了堆肥菌剂。通过堆肥试验发现:①以CMC和苯胺蓝为底物筛选得到B.subtilis BL03在园林绿化废弃物堆肥中具有较好的木质素和纤维素降解能力,60 d堆肥较不加菌剂的空白对照,显着提高木质素降解率6.25%、纤维素降解率46.92%;②经ARTP诱变,获得的突变株B.subtilis BLAR1较B.subtilis BL03显着提高了纤维素降解能力10.5%,但木质素降解能力没有提高,与在实验室培养状态下酶活力提高的幅度有较大差距。利用Illumina Hiseq Xten,对B.subtilis BL03和BLAR1进行了全基因组分析,观察到该两菌在GO功能基因库方面的基因没有明显的区别。分析碳水化合物代谢相关的基因,发现B.subtilis BLAR1较BL03在碳水化合物酯酶基因方面增加了 1条CAZy基因数据库中EC10家族基因,该基因与乙酰木聚糖酯酶、肉桂酰酯酶、阿魏酸酯酶、羧酸酯酶、S-甲酰谷胱甘肽水解酶等酶相关,可能突变株酶活力增强与此有关,有待进—步验证和研究。为了便于菌剂产业化扩繁,研究获得了B.subtilis BLAR1工业级培养基配方（g/L）:葡萄糖9.0、甜菜糖蜜15.0、玉米浆干粉20.0、黄豆饼粉20.0;最适培养温度为37℃、在恒温振荡器的培养最经济转速是200 rpm、最适初始生长pH范围是5.5-6.5,培养周期24h。将上述实验室扩繁参数与菌剂工厂的实践经验相结合,提出了菌剂生产工艺手册——《堆肥菌剂B.subtilis BLAR1扩繁工艺手册》,详见附录A。B.subtilis BLAR1所产CMC纤维素酶和漆酶最大积累时间度分别为48 h和60 h;酶活力最适pH都是6.0-9.0;最适温度是30-50℃,这些特性有利于该菌酶系在园林绿化废弃物堆肥中发挥作用。在酶诱导剂试验中,发现微晶纤维素和玉米芯对B.subtilis BLAR1产CMC纤维素酶有显着的诱导作用,而玉米秸秆和麦麸没有诱导作用;愈创木酚、香兰素、DL-苯丙氨酸对B.subtilis BLAR1产漆酶没有诱导效果。鉴于B.subtilis BLAR1最适生长温度在37℃,而所产CMC纤维素酶和漆酶活力最适温度都是30-50℃,为了提高该菌在园林绿化废弃物堆肥中使用效果,建议在环境达到30℃堆肥时使用,加入堆肥后菌剂中微生物会快速繁殖,高温期结束后,温度降到40℃附近再次添加菌剂,促进堆体腐熟。
陈燕[7]（2019）在《嗜热复合菌群高效降解偶氮染料的机制解析》文中研究说明本研究以先前筛选构建的一组能有效脱色降解偶氮染料的嗜热复合菌群为研究对象,考察了环境因素对该菌群脱色降解的影响,并采用紫外光谱（UV-Vis）、傅里叶红外光谱（FTIR）及液质二级连用（HPLC-MS/MS）等技术对直接黑G（DBG）的降解中间产物进行了分析,由此推理出了一条DBG可能的降解途径。此外,为阐明该复合菌群的微生物多样性及关键功能菌,采用梯度稀释法并监测不同稀释梯度下偶氮染料脱色降解的关键指标,确定复合菌群实现偶氮染料脱色降解的临界梯度,在此基础上结合聚合酶链反应-变性梯度凝胶电泳（PCR-DGGE）及高通量测序技术（HTST）对不同稀释度下的样品进行测序分析。最后结合宏基因组测序技术,解析菌群失去染料脱色降解功能前后的差异基因,进而为偶氮染料废水的高效生物处理提供一定的理论研究依据。本研究的主要结论如下:（1）嗜热复合菌群脱色降解特性研究结果显示:该菌群脱色降解较佳条件为:温度55℃、初始pH 8.0;染料浓度为200-600 mg/L时,嗜热复合菌群对DBG的脱色率都很高,培养24 h均可达到96%以上;NaCl的浓度为5%时,培养48 h后的脱色率可达88%以上;嗜热复合菌群对甲基橙、刚果红、DBG、直接黑38等不同结构的偶氮染料都有较强的脱色能力,具有一定广谱性。（2）通过FTIR及HPLC-MS/MS等技术对DBG的中间产物进行分析,证实嗜热复合菌群能使DBG的偶氮双键断裂,降解成小分子化合物。鉴定的中间产物有:2,7,8-triaminonaphthalen-1-ol、苯胺、邻苯二胺、邻苯二甲酸及4-hydroxy-2-oxovaleric acid。由此推测嗜热复合菌群降解DBG首先由-N=N-双键的非对称断裂开始,从而导致中间体的形成。由于磺酸基团在高温下不稳定,在脱掉磺酸基团后形成了2,7,8-triaminonaphthalen-1-ol,除此之外,DBG的初级降解产物还包括苯胺和邻苯二胺。随着降解过程的继续进行,2,7,8-triaminonaphthalen-1-ol进一步降解为邻苯二甲酸,与此同时,邻苯二胺脱氨基形成苯胺,而苯胺随之开环形成4-hydroxy-2-oxovaleric acid,这些物质有可能被进一步转化为分子量更小的物质,甚至矿化为二氧化碳和水。此外,植物毒性测试结果表明,该菌群可将有毒染料DBG转化为低毒代谢物。（3）采用梯度稀释法结合PCR-DGGE及HTST对嗜热复合菌群的微生物多样性和关键功能菌进行研究。结果发现Tepidiphilus sp.对偶氮染料的脱色降解起着极其关键的作用,并在Anoxybacillus sp.、Caloramator sp.、Clostridium sp.、Bacillus sp.等的协同作用下实现偶氮染料的高效降解。（4）通过对偶氮染料脱色降解复合菌群稀释临界点(10-7)前后A、B两组样本(A组:10-7的染料脱色溶液;B组:10-9的未脱色染料溶液)的宏基因组测序结果分析发现,差异基因富集最显着的代谢通路中,氯环己烷和氯苯的降解、甲苯降解、苯甲酸降解、芳香族化合物的降解、二甲苯降解及二恶英降解这六条代谢通路在A和B两组中差异显着,且多涉及含苯环类物质的降解,推测这些代谢通路可能与偶氮染料的脱色降解有重要关系。这些代谢通路关联到的基因条目（KO）有K16243、K16244、K16242、K16245、K16246、K00446、K16249、K10217、K10216、K18365、K01617、K01821、K00074、K00626、K18366及K18364。根据分析推测A、B组显着差异代谢通路关联到的基因条目（KO）对应的基因可能是该复合菌系降解偶氮染料的关键差异基因。此外,对A、B组样品的荧光定量PCR（qPCR）检测结果表明,这些差异基因在染料脱色溶液A组中的表达量显着高于未脱色染料溶液的结果与宏基因组测序结果一致,说明宏基因组测序结果可靠。
刘羽[8]（2019）在《兰炭废水中有机污染物的去除规律及喹啉类有机物生物转化特征研究》文中提出兰炭产业是煤基能源化工行业的新兴及重要组成部分。兰炭废水水质复杂、有机污染物浓度高且种类繁多,其中苯酚、萘、菲、喹啉、芘、苯并[a]芘等为典型代表,这些物质可生化性差、危害大,不仅对微生物产生严重的抑制作用,还对人体健康与生态环境造成威胁。目前,兰炭废水的生化处理系统普遍存在系统运行稳定性差、出水水质难以达标排放等实际问题,严重影响着煤化工行业的可持续健康发展。针对兰炭废水无害化处理中存在的具体问题,本研究在系统解析兰炭废水处理过程中不同有机污染物在各个处理单元的去除规律的前提下,重点对废水中含氮杂环化合物喹啉的高效生物转化问题开展深入研究,在此基础上,构建固定化活细胞喹啉生物降解体系,以期实现对废水中喹啉类有机物的有效去除。主要研究结果如下:（1）对兰炭废水“物化-生化”组合处理工艺过程中有机污染物在不同处理单元（原污水、总酚萃取、氨氮吹脱、厌氧处理、好氧处理、混凝沉淀后出水）去除特性进行了定量分析,原污水中共检测到37种有机污染物,包括酚类、多环芳烃、苯类、喹啉类、吲哚类、吡啶类、苯胺类、烃类和呋喃类化合物,总浓度为4580.0 mg/L。（2）不同有机物在各个处理单元的去除结果:37种有机物在萃取阶段被有效去除,去除率为82.72%;废水中的苯、酚类、吡啶类和苯胺类化合物主要通过厌氧和好氧生物降解去除,去除率为78.07%;生化处理单元出水仍残余喹啉类和多环芳烃类物质,总浓度为203.8 mg/L,通过混凝沉淀,出水中COD浓度为168±39 mg/L,且表现出一定的生物毒性。（3）针对兰炭废水中存在一定量含氮杂环化合物难以有效去除的问题,筛选得到3株能利用喹啉作为唯一碳源和氮源的优势菌株,经鉴定分别命名为:Bacillus sp.LH-1（芽孢杆菌）、Ochrobactrum sp.WC（苍白杆菌）和Sphingo-bacterium sp.LX（鞘氨醇杆菌）。3株菌均可耐受600 mg/L的喹啉,经诱导后,Bacillus sp.LH-1、Ochrobactrum sp.WC和Sphingobacterium sp.LX对喹啉的降解速率分别可达:23.696 mg/（L·h）、37.312 mg/（L·h）和27.137 mg/（L·h）,较诱导前提高了10-20倍。（4）对喹啉的生物代谢归趋研究发现,Ochrobactrum sp.WC降解喹啉过程中释放出的N生成NH4+-N及构成细胞物质,降解产物检测到2-羟基喹啉和8-羟基香豆素,降解途径以8-羟基香豆素途径为主,且主要是胞内酶在起作用。在喹啉降解体系中同时添加甲酸（0.1mmol/L）和钼离子（0.05mmol/L）,能显着诱导喹啉降解酶的活性并加速喹啉的代谢。将筛选到的三种菌按1:1:1的比例混合后的喹啉降解效果明显优于单菌株,在6 h内,对300 mg/L的喹啉去除率可达99.27%。（5）制备了新型ZnO NPs/PVA复合材料活细胞固定化载体,构建了固定化活细胞喹啉生物降解体系。分析表明,固定化细胞相对于游离细胞喹啉降解性能明显提高,在喹啉起始浓度为500 mg/L的条件下,喹啉降解速率常数达到0.4590 h-1,优于游离细胞。固定化细胞经过30次的重复使用后,7 h内喹啉降解率始终保持在99.32%以上,表现出良好的机械耐受性。（6）将喹啉降解菌与多环芳烃降解菌混合后固定化,并将固定化细胞用于兰炭废水组合处理工艺混凝沉淀出水的深度处理,结果发现,出水COD由168 mg/L降低至56 mg/L,芳烃类有机物被有效降解,出水COD能够达到排放标准。
张龙[9]（2017）在《除草剂利谷隆及其代谢产物降解菌株的分离、降解酶基因及菌群协同代谢研究》文中研究指明利谷隆是取代脲类除草剂中最重要的品种之一,主要用于防治粮食作物中的阔叶类杂草,具有一定的内吸传导和触杀作用。利谷隆自发明以来,在很短的时间内即成为全世界广泛使用的最重要的除草剂之一。利谷隆及其代谢产物可以破坏内分泌系统,同时还具有一定的致癌风险,并且对各种水生生物和土壤生物都具有一定毒性。据报道,利谷隆在土壤中的残留期为十几天到几年不等。近年来,由于其广泛的使用性及相对较高的水溶性,利谷隆及其代谢产物在全世界很多地区的地表水、地下水、甚至是饮用水中经常被检测到。欧美等国家和地区已将利谷隆列为优先控制的污染物之一。微生物的降解被认为是环境中利谷隆消除的主要方式。目前,国内外关于利谷隆的微生物降解研究主要集中在纯培养菌株对利谷隆的起始降解方面,目前还没有从革兰氏阴性细菌中发现广谱的氨基水解酶（能同时降解N-甲氧基-N-甲基和N,N---甲基取代脲类除草剂）的报道;关于完全降解利谷隆的微生物菌群、菌群组成结构及其功能还没有详细阐明。因此,加强微生物菌群对除草剂利谷隆完全降解的研究并阐释各菌群组分在完全降解利谷隆中的功能,具有重要的科学意义和潜在的应用价值。本论文的研究目的是利用分子生态学手段阐明利谷隆完全降解菌群中菌群组成与结构,利用分离纯化等手段筛选菌群中利谷隆各步代谢的纯培养菌株,并通过生理学、分子生物学等手段揭示菌株的降解特性、代谢途径、降解基因和酶等代谢机制,为利谷隆的微生物降解提供理论依据,为利谷隆污染环境的修复提供技术支持和菌株、基因资源。1.利谷隆完全降解菌群的获得与降解菌株的分离本文通过对采集自江苏某农药厂的活性污泥进行连续富集培养,成功的获得了一份能够完全降解N-甲氧基-N-甲基取代脲类除草剂利谷隆和N,N-二甲基取代脲类除草剂敌草隆的微生物菌群。高通量测序技术分析表明该完全降解菌群的群落组成以Methylobacillus 属为主,其次包含了 中等丰度 Flavobacteriaceae 属,Pseudomonas 属以及Achromobacter属等,同时还存在丰度较低的Chitinophagaceae属和Diaphorobater属等,利用稀释涂布等方法从中分离筛选到一株革兰氏染色阴性、利谷隆高效降解菌Diaphorobacter sp.LR2014-1。菌株LR2014-1能够高效降解利谷隆为3,4-二氯苯胺,但不能完全降解利谷隆。在起始OD600为0.1时,菌株LR2014-1能在15h内将0.2 mM的利谷隆完全转化为等摩尔的3,4-二氯苯胺,而菌株的生长量几乎未发生变化。对菌株LR2014-1的底物谱研究发现,菌株LR2014-1不仅可以降解N-甲氧基-N-甲基类取代脲类除草剂（利谷隆）、N,N-二甲基类取代脲类除草剂（敌草隆,绿麦隆,伏草隆）、环草隆外,还可以降解酰胺类除草剂敌稗和氨基甲酸酯类除草剂灭草灵。2.促进利谷隆降解的菌株LIP-5T分类地位的研究从利谷隆的降解菌群中同时分离到一株纯培养菌株LIP-5T,该菌株无法降解和利用利谷隆和3,4-二氯苯胺生长,但可以促进菌株LR2014-1对利谷隆的降解,而且还可以利用菌株LR2014-1降解利谷隆的其他产物或其细胞分泌物生长。结合菌株LIP-5T的表型特征、细胞化学成分分析、生理生化特性以及16S rRNA基因系统发育树分析,将其鉴定为Chitinophagaceae科的一个新属新种（Haoranjiania flava gen.nov.,sp.nov.）。命名为Haoranjiania flava LIP-5T（=CCTCC AB 2015365T=KCTC42956T）,以此纪念我国着名的环境微生物学家简浩然老先生对微生物学事业所做的突出贡献。3.菌株LR2014-1中利谷隆水解酶基因的研究借助高通量测序技术并结合异源表达验证,首次从菌株LR2014-1中克隆到两个广谱的取代脲类除草剂水解酶基因（phh&mhh）。phh基因含有1,377个碱基,编码458个氨基酸,约为49.5 kDa,为氨基水解酶超家族（Amidohydrolase superfamily）中一员,BlastP显示其最高同源蛋白为来自革兰氏阳性菌株中的氨基甲酸酯类除草剂禾草敌水解酶（MolA）,氨基酸相似性为53%,其次为分别来自另外两株革兰氏阳性细菌中的取代脲类除草剂氨基水解酶（PuhA和PuhB）,氨基酸相似性分别为50%和51%。与前三者类似,Phh同样具有典型的His-His-Lys-His-His-Asp motif。而mhh基因含有1,425个碱基,编码474个氨基酸,约为50 kDa,为酰胺酶超家族（Amidase superfamily）中的一员。Mhh水解酶与已报道的三氯卡班水解酶TccA氨基酸相似性高达100%,而与其他功能蛋白的氨基酸相似性在27-38%之间,与利谷隆水解酶LibA的氨基酸相似性仅为34%,Mhh同样具有保守的催化位点（Ser-Ser-Lys）。使用SignalP 4.1 Server信号肽在线分析软件,发现Phh和Mhh均没有信号肽结构。实时荧光定量PCR研究发现,不同底物诱导条件下phh和mhh基因的表达均不受诱导,为组成型表达。同时,利用菌株LR2014-1降解利谷隆能迅速产生透明圈的特点为筛选标记,借助转座子标签法成功获得了利谷隆水解酶基因phh插入失活的突变株LR2014M。通过PCR技术验证,证明了 mini-Tn5的插入位置为phh基因的第938个核普酸位置。研究突变株LR2014M的底物谱发现,菌株LR2014M能够降解利谷隆、环草隆、敌稗和灭草灵,而对N,N-二甲基类取代脲除草剂敌草隆、绿麦隆和伏草隆没有降解活性。4.利谷隆水解酶Phh和Mhh的酶学特性研究通过异源表达和蛋白纯化,分别研究了 Phh和Mhh的酶学特性。Phh和Mhh的最适反应温度均为35℃,最适反应pH值为7.5。0.2 mM和1 mM的Co2+、Zn2+、Cd2+以及1,10-邻菲罗啉对Phh的酶活有显着的抑制作用,而Ni2+和Cu2+对Phh的抑制作用较弱,Fe3+和Al3+则对Phh的酶活有一定的促进作用。然而,不同于Phh,所有供试金属离子对Mhh的酶活均影响不大。研究Phh和Mhh的底物谱发现,Phh能够将利谷隆、敌草隆、绿麦隆和伏草隆转化为其对应的苯胺化合物。Mhh除了能作用于取代脲类除草剂利谷隆和环草隆外,对酸胺类除草剂敌稗以及氨基甲酸酯类农药灭草灵也有活性,酶学底物谱结果与突变体LR2014M底物谱结果相一致。5.3,4-二氯苯胺降解关键菌群研究以能够完全降解并利用利谷隆的中间代谢物3,4-二氯苯胺生长的微生物菌群为研究对象,利用6个苯环碳原子都为13C标记的3,4-二氯苯胺为底物,以3,4-二氯苯胺多组分双加氧酶基因dcaA1的保守区和16S rRNA基因为分子靶标,利用超高速密度梯度离心技术分离并获得13C标记DNA,通过对微生物群落高通量测序,发现非标记组和标记组在重层的微生物群落组成发生了显着的变化,标记组3-7层（重层）的Proteobacteria门类群含量显着上升,暗示该类群细菌在3,4-二氯苯胺的代谢中发挥关键作用。在属水平上,标记组的重层中Diaphorobacter属的含量显着上升,说明Diaphorobacter属在3,4-二氯苯胺的降解中起了重要作用。另外Achromobacter属和Staphylococcus属在标记组的重层中都有少量的增加,暗示这两个属在3,4-二氯苯胺的降解过程中也起了一定的作用。6.3,4-二氯苯胺降解纯培养菌株的分离及协同代谢研究通过反复的富集筛选和稀释涂布,最终从完全降解3,4-二氯苯胺的微生物菌群中分离筛选到三株3,4-二氯苯胺降解纯培养菌株。研究发现菌株Achromobacter sp.ANB-1 的降解效率好于菌株Achromobacter sp.S9-254a 和菌株 Achromobacter sp.Amp-2,且底物谱也比后两者要广。研究发现,菌株Diaphorobacter sp.LR2014-1与菌株Achromobacter sp.ANB-1可以协同降解利谷隆,最终实现利谷隆的完全降解。
柴志龙[10]（2017）在《FeOM对苯胺降解特性及对生物海绵铁体系内铁菌相互作用特性的研究》文中指出水污染问题是造成当前国家水资源短缺的一个重要因素,而难降解有机废水的未达标排放是造成水污染的重要原因。近年来,随着―水污染防治行动计划‖的实施,国家对水污染治理提出更加严格的要求。苯胺一种有毒物质,在工业生产的广泛应用中给生态系统造成严重的危害。在生物法处理苯胺废水的研究中,高效苯胺降解菌是目前研究最为广泛的课题之一。但是具有铁氧化功能的苯胺高效菌的研究却鲜有报道。另外,在Fe0-生物铁法中,零价铁与高效菌株之间相互作用及相互强化特征的研究也未见报道。本文通过污泥驯化、富集培养、分离提纯及菌种筛选等过程分离筛选出一株具有铁氧化功能的高效苯胺降解菌,并将其命名为ZL-1菌株。通过对该菌株的形态特征观察、生理生化实验及16S r DNA分子生物学鉴定确定该菌株为产酸克雷伯式菌。接着对该菌株的生长曲线及苯胺降解特性进行了研究,结果表明:（1）ZL-1菌株的生长符合Logistic模型,并且能够以苯胺作为生命活动的唯一碳源和氮源;（2）ZL-1菌株降解苯胺的终产物为氨氮,未发现有硝氮及亚硝氮生成;（3）在500mg/L的苯胺溶液中,ZL-1菌株最适生长条件为:p H7.0,温度25℃,盐度0.5%,DO越高,苯胺的去除效果越好;（4）ZL-1菌株能够承受的苯胺浓度为1500mg/L,当反应器运行24h后,该浓度下的苯胺开始被迅速降解;（5）当向反应器中分别投加外加碳源、氮源及磷源时,外加碳源对苯胺的降解没有促进作用;而在外加氮源中,硝酸钠能够促进苯胺的降解。当C:N=3:1时,20h内能够提高7.9%的苯胺降解率;另外,当C:P=1:1时,20h内苯胺的去除率达到了98.2%,过高过低的磷盐都会抑制苯胺的降解。在利用海绵铁（Fe0）与ZL-1菌株组成的生物海绵铁体系处理模拟苯胺废水时发现:在24小时的时间内,该体系对苯胺的去除率比ZL-1菌株单独降解苯胺的去除率高出近20%。ZL-1菌株是一株铁氧化菌,Fe2+是其生命活动的基本元素之一,而铁氧化酶活性反映了其对Fe2+的利用能力大小。铁氧化菌在利用Fe2+的同时,也对Fe2+的溶出促进作用,为此研究比较了3株不同的具有Fe2+氧化能力的菌株对海绵铁溶出的影响。在24h的时间内,投加ZL-1菌株的反应器的海绵铁溶出量比未加菌液的反应器多60mg/L左右;比投加PF-1菌株（铁氧化酶活性为零）的反应器多近35mg/L;比投加MH-1菌株（铁氧化酶活性最好）的反应器多溶出86mg/L。在此基础上,对各菌株作用下的海绵铁腐蚀行为进行了研究,结果表明:PF-1菌株是一株地衣芽孢杆菌,没有铁氧化酶活性,但能够发酵葡萄糖产酸和向胞外分泌大量粘液,粘液的存在造成海绵铁上生物膜的形成,生物膜的产生促进了氧浓差或其他浓差极化电池的形成,从而加速了海绵铁的腐蚀速率;ZL-1菌株一株兼性厌氧的产酸克雷伯式菌,在厌氧条件下能够发酵葡萄糖产酸。而海绵铁是一种多孔性物质,可同时为微生物提供好氧、兼氧及厌氧的微环境,这种微环境可促使ZL-1菌株发酵产酸,从而加速海绵铁的溶出;MH-1菌株是一株专性好氧的恶臭假单胞菌,不会分泌粘液和发酵产酸,它的生命活动需要消耗大量的氧气,从而降低了海绵铁吸氧腐蚀的速率。通过80天的腐蚀研究得出:在PF-1菌株的铁氧化酶活性
二、高效苯胺降解细菌GXA7的筛选鉴定与特性研究（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、高效苯胺降解细菌GXA7的筛选鉴定与特性研究（论文提纲范文）
（1）Rhodococcus sp. DH-2对苯胺和原油的降解及对重金属耐受性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境中的苯胺 |
| 1.1.1 我国苯胺污染的现状 |
| 1.1.2 苯胺的去除方法 |
| 1.2 苯胺研究现状 |
| 1.2.1 苯胺的结构及化学特性 |
| 1.2.2 环境条件对微生物降解苯胺的影响 |
| 1.2.3 苯胺的代谢途径 |
| 1.3 重金属污染的现状 |
| 1.3.1 重金属的来源 |
| 1.3.2 国内外重金属污染土壤现状 |
| 1.3.3 重金属的毒性及去除方式 |
| 1.4 混合污染环境的生物修复 |
| 1.4.1 苯胺和重金属混合污染的生物修复 |
| 1.4.2 重金属对微生物生长的影响 |
| 1.5 本论文的研究内容与意义 |
| 第二章 苯胺降解菌的分类、鉴定和降解特性研究 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 样品、化学试剂及培养基 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 苯胺降解菌的筛选 |
| 2.1.4 苯胺降解菌的形态观察、生理生化鉴定 |
| 2.1.5 苯胺降解菌16s r RNA基因序列分析 |
| 2.1.6 苯胺降解菌的生长曲线及降解特性 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 菌株DH-2 的形态特征与分类鉴定 |
| 2.2.2 菌株DH-2 的生长曲线 |
| 2.2.3 菌株DH-2 的苯胺降解特性研究 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 菌株DH-2 降解苯胺的实验优化及代谢途径分析 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 供试菌株、试剂与仪器 |
| 3.1.2 培养基与菌悬液制备 |
| 3.1.3 不同培养时间、温度、pH和盐度对菌株DH-2 降解苯胺的影响 |
| 3.1.4 苯胺代谢中间产物分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 培养时间、温度、pH和盐度对菌株DH-2 降解苯胺的影响 |
| 3.2.2 菌株DH-2 对苯胺的降解途径分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 菌株DH-2 对苯胺及原油双重污染的模拟修复实验 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 供试菌株、试剂与仪器 |
| 4.1.2 培养菌悬液与制备培养基 |
| 4.1.3 原油降解实验 |
| 4.1.4 苯胺及原油双重污染的室内模拟实验 |
| 4.1.5 荧光定量实时聚合酶链式反应(q PCR)测定 |
| 4.2 实验结果与讨论 |
| 4.2.1 菌株DH-2 对原油的降解能力 |
| 4.2.2 苯胺及原油双重污染模拟治理实验 |
| 4.2.3 实时荧光定量PCR分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 菌株DH-2 对苯胺-原油-重金属三重污染土壤的修复 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 供试菌株、化学试剂与实验仪器 |
| 5.1.2 重金属对菌株生长的影响 |
| 5.1.3 菌株DH-2对Fe(II)及Pb(II)的耐受度研究 |
| 5.1.4 菌株DH-2 对重金属的吸附研究 |
| 5.1.5 苯胺、原油以及Fe(II)或Pb(II)三重污染土壤的生物修复 |
| 5.2 实验结果与分析 |
| 5.2.1 重金属对菌株生长的影响 |
| 5.2.2 SEM结果 |
| 5.2.3 FTIR结果 |
| 5.2.4 土壤中苯胺、原油及重金属三重污染的降解情况分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 发表论文和科研情况说明 |
| 致谢 |
（2）UASB厌氧反应器共代谢降解苯胺废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1. 课题研究背景 |
| 2. 国内外研究进展 |
| 2.1 物理法 |
| 2.2 化学法 |
| 2.3 生物法 |
| 2.4 苯胺废水处理现阶段存在的主要问题 |
| 3. 课题研究内容及研究意义 |
| 3.1 课题研究目的与意义 |
| 3.2 主要研究内容与技术路线 |
| 第二章 中温条件下UASB反应器的启动 |
| 1. 前言 |
| 2. 实验部分 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验污泥及用水 |
| 2.3 实验材料及仪器 |
| 2.4 实验方法 |
| 3. 结果与讨论 |
| 3.1 UASB厌氧反应器启动阶段出水COD的变化 |
| 3.2 UASB厌氧反应器启动阶段出水氨氮变化规律 |
| 3.3 UASB厌氧反应器启动阶段出水TS和VS分析 |
| 3.4 UASB厌氧反应器启动阶段进出水pH和ORP变化 |
| 3.5 UASB厌氧反应器启动阶段出水DOM分析 |
| 3.6 UASB厌氧反应器启动阶段污泥粒度及SMA分析 |
| 4. 本章小结 |
| 第三章 UASB厌氧反应器共代谢处理苯胺废水的研究 |
| 1. 前言 |
| 2. 实验部分 |
| 2.1 实验装置 |
| 2.2 实验污泥及用水 |
| 2.3 实验材料及仪器 |
| 2.4 实验方法 |
| 3. 结果与讨论 |
| 3.1 UASB厌氧反应器共代谢阶段中出水COD变化 |
| 3.2 UASB厌氧反应器共代谢阶段出水苯胺及氨氮变化 |
| 3.3 UASB厌氧反应器共代谢阶段出水TS和VS变化 |
| 3.4 UASB厌氧反应器共代谢阶段出水pH、ORP和碱度变化 |
| 3.5 UASB厌氧反应器共代谢阶段出水DOM分析 |
| 3.6 UASB厌氧反应器共代谢阶段污泥粒度及SMA分析 |
| 3.7 UASB厌氧反应器共代谢降解苯胺可能存在机理 |
| 4. 本章小结 |
| 第四章 厌氧污泥微生物群落演替分析 |
| 1. 前言 |
| 2. 实验部分 |
| 3. 结果与讨论 |
| 3.1 细菌 |
| 3.2 古菌 |
| 4. 本章小结 |
| 第五章 研究结论与展望 |
| 1. 主要结论 |
| 2. 论文的创新点 |
| 3. 论文的不足及研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间的科研情况 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（3）腐浆中木质纤维降解菌的筛选及复合菌系构建（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 纸机腐浆的形成以及危害概述 |
| 1.2.1 生长环境适宜 |
| 1.2.2 成熟生物膜的形成 |
| 1.2.3 腐浆的危害 |
| 1.3 腐浆分离菌的国内外研究概况 |
| 1.3.1 腐浆分离菌的国外研究概况 |
| 1.3.2 腐浆分离菌的国内研究概况 |
| 1.4 微生物对木质纤维素的处理和利用 |
| 1.4.1 木质素降解菌的筛选 |
| 1.4.2 木质素降解菌的应用与研究 |
| 1.4.2.1 菌株在制浆过程中的应用 |
| 1.4.2.2 木质素降解菌对木质纤维原料的降解 |
| 1.4.3 纤维素降解菌的筛选 |
| 1.4.4 纤维素降解菌的应用与研究 |
| 1.4.5 复合菌系的构建与研究 |
| 1.5 研究目的和技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究主要内容 |
| 1.5.3 本研究的创新点 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 第二章 腐浆中细菌的分离及鉴定 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 试剂以及培养基 |
| 2.2.2 仪器设备 |
| 2.2.3 腐浆采集 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 腐浆细菌的分离及纯化 |
| 2.3.2 分离菌株的鉴定 |
| 2.3.2.1 DNA的提取 |
| 2.3.2.2 DNA回收 |
| 2.3.2.3 PCR扩增 |
| 2.3.2.4 PCR产物纯化 |
| 2.3.2.5 转化以及菌液PCR |
| 2.3.2.6 16SrRNA技术以及系统发育树 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 DNA条带检测 |
| 2.4.2 菌液PCR条带检测 |
| 2.4.3 16SrRNA鉴定结果分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 木质素降解菌的筛选及产酶特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 培养基 |
| 3.2.3 仪器及设备 |
| 3.4 实验方法 |
| 3.4.1 苯胺蓝平板筛选 |
| 3.4.2 苯胺蓝褪色率定量检测 |
| 3.4.3 木质素酶活力的测定 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 苯胺蓝平板筛选 |
| 3.5.2 苯胺蓝褪色率定量计算 |
| 3.5.3 木质素酶活力的测定 |
| 3.5.4 筛选菌株的鉴定结果 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 纤维素降解菌的筛选及其产酶特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 主要试剂 |
| 4.2.2 培养基 |
| 4.2.3 实验设备 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 刚果红CMC-Na培养基初筛 |
| 4.3.2 滤纸崩解实验 |
| 4.3.3 纤维素酶活力的测定 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 刚果红CMC-Na平板筛选 |
| 4.4.2 滤纸崩解情况 |
| 4.4.3 滤纸形貌电镜图 |
| 4.4.4 纤维素酶活力定量检测 |
| 4.4.4.1 标准曲线 |
| 4.4.4.2 酶活力的测定 |
| 4.4.5 筛选菌株的鉴定结果 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 单菌种WH2-56的纤维素降解特性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.2.1 实验材料与试剂 |
| 5.2.2 培养基 |
| 5.2.3 实验设备 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 以三种纤维素材料为唯一碳源的降解 |
| 5.3.1.1 培养条件的优化 |
| 5.3.1.2 降解率 |
| 5.3.1.3 酶活力测定 |
| 5.3.2 以两种农业废弃物为唯一碳源的降解 |
| 5.3.2.1 成分含量的测定 |
| 5.3.2.2 酶活性以及代谢活性测定 |
| 5.3.2.3 失重率 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 纸浆的预处理 |
| 5.4.2 纤维素材料的降解率 |
| 5.4.3 优化条件下pH及总蛋白水平 |
| 5.4.4 农业废弃物的失重率 |
| 5.4.5 不同碳源下的纤维素酶活性 |
| 5.4.6 代谢活性 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 复合菌系的构建及应用 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料以及设备 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 构建复合菌系 |
| 6.3.1.1 拮抗实验 |
| 6.3.1.2 构建复合菌系 |
| 6.3.1.3 酶活力测定 |
| 6.3.2 农业废弃物的降解 |
| 6.3.2.1 pH对复合菌系酶活性的影响 |
| 6.3.2.2 温度对复合菌系酶活性的影响 |
| 6.3.2.3 失重率的测定 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 拮抗实验 |
| 6.4.2 各菌系组合纤维素酶活力 |
| 6.4.3 各菌系组合木质素酶活力 |
| 6.4.4 农业废弃物的降解 |
| 6.4.4.1 初始pH值对菌系W-2的酶活力影响 |
| 6.4.4.2 培养温度对菌系W-2的酶活力影响 |
| 6.4.4.3 失重率 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 总结与展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 展望 |
| 攻读期间发表的学术成果 |
| 参考文献 |
（4）稻麦轮作系统麦秸降解菌群落动态分析及高效菌株筛选（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 还田秸秆的腐解 |
| 1.1.1 还田秸秆腐解率动态 |
| 1.1.2 还田秸秆腐解化学组分变化 |
| 1.1.3 影响还田秸秆腐解的主要因素 |
| 1.2 秸秆降解微生物 |
| 1.2.1 秸秆降解菌的主要种类 |
| 1.2.2 影响秸秆降解微生物种群的主要因素 |
| 1.3 秸秆纤维素与木质素降解菌的筛选 |
| 1.3.1 纤维素降解菌的筛选 |
| 1.3.2 木质素降解菌的筛选 |
| 第二章 引言 |
| 2.1 选题依据与背景 |
| 2.2 研究目的与意义 |
| 2.3 研究内容与技术路线 |
| 2.3.1 研究内容 |
| 2.3.2 技术路线 |
| 第三章 材料和方法 |
| 3.1 试验区概况 |
| 3.2 供试材料 |
| 3.3 试验设计 |
| 3.4 样品采集与指标测定 |
| 3.4.1 样品采集与测定 |
| 3.4.2 秸秆腐解率测定 |
| 3.4.3 傅里叶变换红外光谱的测定 |
| 3.4.4 土壤DNA的提取及高通量测序 |
| 3.4.5 高效秸秆降解菌筛选方法 |
| 3.4.6 细菌物种鉴定 |
| 3.4.7 酶活测定方法 |
| 3.4.8 菌株最适生长条件测定 |
| 3.5 数据分析 |
| 第四章 结果与分析 |
| 4.1 秸秆腐解状况 |
| 4.1.1 不同土壤类型的秸秆腐解率 |
| 4.1.2 秸秆腐解过程中化学组成变化 |
| 4.2 秸秆降解微生物群落动态变化 |
| 4.2.1 细菌群落多样性动态 |
| 4.2.2 不同土壤细菌群落组成动态 |
| 4.3 秸秆高效降解菌株筛选、鉴定和酶活 |
| 4.3.1 纤维素和木质素菌株筛选及鉴定 |
| 4.3.2 秸秆高效降解菌株的酶活 |
| 4.4 所选高效菌株的最适生长条件优化 |
| 4.4.1 不同碳源对细菌生长的影响 |
| 4.4.2 不同氮源对细菌生长的影响 |
| 4.4.3 不同pH对细菌生长的影响 |
| 4.4.4 不同温度对细菌生长的影响 |
| 第五章 讨论 |
| 5.1 秸秆腐解动态 |
| 5.2 秸秆降解细菌群落动态 |
| 5.3 秸秆高效降解菌株筛选、鉴定 |
| 5.4 所选高效菌株的最适生长条件 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（5）氟环唑降解菌的筛选鉴定及其降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 氟环唑简介 |
| 1.1.1 氟环唑的理化性质 |
| 1.1.2 氟环唑的毒性 |
| 1.2 氟环唑的残留消解 |
| 1.3 三唑类杀菌剂的降解 |
| 1.3.1 三唑类杀菌剂的非生物降解 |
| 1.3.2 三唑类杀菌剂的微生物降解 |
| 1.3.3 微生物降解三唑类杀菌剂的影响因素 |
| 1.4 绿色荧光蛋白在微生物对降解污染物方面的应用 |
| 1.4.1 绿色荧光蛋白的标记方法 |
| 1.4.2 GFP标记技术在微生物对降解污染物方面的应用 |
| 1.5 微生物在土壤修复中的应用 |
| 1.6 实验的技术路线 |
| 1.7 实验的意义与创新点 |
| 1.8 研究的主要内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 样本来源 |
| 2.1.2 主要试剂 |
| 2.1.3 培养基 |
| 2.1.4 仪器设备 |
| 2.2 氟环唑提取及检测分析方法 |
| 2.2.1 提取及净化 |
| 2.2.2 仪器检测条件 |
| 2.2.3 标准曲线的建立 |
| 2.2.4 添加回收试验 |
| 2.3 氟环唑降解菌的筛选和纯化 |
| 2.3.1 氟环唑降解菌的富集驯化 |
| 2.3.2 氟环唑降解菌的筛选 |
| 2.4 菌株鉴定 |
| 2.4.1 氟环唑降解菌的形态学特征及生理生化鉴定 |
| 2.4.2 氟环唑降解菌系统发育树的建立 |
| 2.5 氟环唑降解菌的生长特性 |
| 2.5.1 氟环唑降解菌的菌种抗性 |
| 2.5.2 氟环唑降解菌的生长最适pH |
| 2.5.3 氟环唑降解菌的生长曲线 |
| 2.6 通过单因素方法探究降解菌株F1对氟环唑的降解特性 |
| 2.6.1 菌悬液制备 |
| 2.6.2 菌株F1对氟环唑的降解特性及其生长规律 |
| 2.6.3 温度和初始pH值对菌株降解效率的影响 |
| 2.6.4 接菌量对菌株降解效率的影响 |
| 2.6.5 氟环唑质量浓度对菌株降解效率的影响 |
| 2.7 通过正交试验探究降解菌株对氟环唑的降解特性 |
| 2.8 氟环唑降解菌的GFP标记转化 |
| 2.8.1 氟环唑降解菌的GFP标记 |
| 2.8.2 标记菌株F1-GFP荧光观察 |
| 2.8.3 标记菌株F1-GFP的遗传稳定性检测 |
| 2.8.4 标记菌株F1-GFP与野生型菌株F1的生长动力学测定 |
| 2.8.5 标记菌株F1-GFP和野生型菌株F1对氟环唑的降解效率分析 |
| 2.9 标记菌株F1-GFP在上海青中的定殖检测 |
| 2.10 降解菌的土壤和上海青的修复应用 |
| 2.10.1 土壤老化试验 |
| 2.10.2 降解菌的土壤修复 |
| 2.10.3 降解菌的上海青修复 |
| 2.11 数据处理 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 氟环唑检测方法建立及添加回收试验 |
| 3.1.1 氟环唑的色谱图和质谱图 |
| 3.1.2 氟环唑的标准曲线 |
| 3.1.3 添加回收试验结果 |
| 3.2 氟环唑降解菌的筛选、分离与鉴定 |
| 3.2.1 氟环唑降解菌的分离筛选 |
| 3.2.2 氟环唑降解菌的菌落形态及生理生化特征 |
| 3.2.3 氟环唑降解菌的分类地位确定 |
| 3.3 氟环唑降解菌生长特性确定 |
| 3.3.1 氟环唑降解菌的抗生素抗性鉴定 |
| 3.3.2 氟环唑降解菌生长最适pH的确定 |
| 3.3.3 氟环唑降解菌的生长曲线 |
| 3.4 通过单因素方法探究降解菌株F1对氟环唑的降解特性 |
| 3.4.1 菌株F1对氟环唑的降解特性及其生长规律 |
| 3.4.2 温度和初始pH值对菌株F1降解氟环唑的影响 |
| 3.4.3 接菌量对菌株F1降解氟环唑的影响 |
| 3.4.4 氟环唑底物浓度对菌株F1降解氟环唑的影响 |
| 3.5 正交试验结果 |
| 3.6 氟环唑降解菌的GFP标记转化 |
| 3.6.1 氟环唑降解菌的GFP标记检测及遗传稳定性 |
| 3.6.2 标记菌株F1-GFP与野生型F1菌株的生长动力学测定 |
| 3.6.3 标记菌株F1-GFP和野生型菌株F1对氟环唑的降解效率分析 |
| 3.7 标记菌株F1-GFP在上海青中的定殖 |
| 3.8 降解菌对土壤和上海青的修复作用 |
| 3.8.1 氟环唑的土壤老化规律 |
| 3.8.2 降解菌的土壤修复效果 |
| 3.8.3 接菌对上海青吸收氟环唑的影响 |
| 3.8.4 接菌对上海青生物量的影响 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 氟环唑高效降解菌的筛选、鉴定 |
| 4.2 菌株F1降解氟环唑的降解特性 |
| 4.3 降解菌的GFP标记 |
| 4.4 降解菌在土壤修复中的应用 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（6）园林绿化废弃物腐熟中木质素和纤维素降解菌的筛选诱变及扩繁（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1. 绪论 |
| 1.1 园林绿化废弃物处理和利用综述 |
| 1.1.1 园林绿化废弃物的特点 |
| 1.1.2 部分国家对园林绿化废弃物处理的指导政策简述 |
| 1.1.3 园林绿化废弃物处理办法及资源化利用的途径 |
| 1.1.4 堆肥化处理园林绿化废弃物主要研究方向 |
| 1.2 微生物在园林绿化废弃物堆肥中的应用 |
| 1.2.1 降解木质素和纤维素所需的酶系 |
| 1.2.2 应用于园林绿化废弃物堆肥的菌剂 |
| 1.2.3 降解木质素和纤维素菌种筛选及降解效率提高的方法 |
| 1.3 研究目的和技术路线 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究主要内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2. 从堆肥中分离纤维素和木质素降解菌 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 菌种分离试验方法 |
| 2.1.3 菌种鉴定方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 菌种分离结果 |
| 2.2.2 实验室固态发酵结果 |
| 2.2.3 菌种鉴定结果 |
| 2.2.4 酶活力定量检测 |
| 2.3 本章小结 |
| 3. 菌种的诱变和定向筛选 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验原料和仪器 |
| 3.1.2 ARTP诱变方法 |
| 3.1.3 酶活力正向突变的定向筛选方法 |
| 3.1.4 遗传稳定性试验方法 |
| 3.1.5 菌种产表面活性剂能力定性鉴定 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 ARTP诱变的致死率 |
| 3.2.2 筛选结果 |
| 3.2.3 突变株基因稳定性测试结果 |
| 3.2.4 菌种生产表面活性剂验证结果 |
| 3.3 本章小结 |
| 4. 突变株在园林绿化废弃物池式堆肥中的验证 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试剂和仪器设备 |
| 4.1.3 菌种及菌剂制备方法 |
| 4.1.4 堆肥试验方法 |
| 4.1.5 堆肥过程样品采集 |
| 4.1.6 样品理化分析 |
| 4.1.7 发芽率和发芽指数检测方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 堆肥原料理化分析 |
| 4.2.2 堆肥感官观察变化 |
| 4.2.3 堆肥过程理化性质分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5. B.subtilis BL03与BLAR1基因功能初步分析 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试剂及培养基配方 |
| 5.1.2 仪器 |
| 5.1.3 DNA提取及功能注释试验方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 DNA样品纯度 |
| 5.2.2 基因组测序及组装结果 |
| 5.2.3 基因功能注释与比较 |
| 5.3 本章小结 |
| 6. 菌种生物学特性及扩繁工艺初探 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 试剂和仪器 |
| 6.1.2 菌种生长特性研究 |
| 6.1.3 B.subtilis BLAR1产酶最适酶活力条件试验方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 菌种扩繁生物量生长特性 |
| 6.2.2 酶活力影响的主要因素 |
| 6.3 本章小结 |
| 7. 结论与展望 |
| 7.1 结果与讨论 |
| 7.2 结论 |
| 7.3 创新点 |
| 7.4 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 堆肥菌剂B.subtilis BLAR1扩繁工艺手册 |
| 个人简介 |
| 第一导师简介 |
| 第二导师简介 |
| 致谢 |
（7）嗜热复合菌群高效降解偶氮染料的机制解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 英文缩略表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 偶氮染料及偶氮染料废水的危害 |
| 1.2 偶氮染料的处理方法 |
| 1.3 偶氮染料废水的微生物处理 |
| 1.3.1 降解偶氮染料的微生物 |
| 1.3.2 偶氮染料脱色降解的影响因素 |
| 1.3.3 偶氮染料脱色降解相关酶 |
| 1.3.4 基因工程菌的研究 |
| 1.3.5 偶氮染料降解菌的群落结构分析 |
| 1.3.6 偶氮染料降解代谢途径及机理研究 |
| 1.4 课题来源、研究目的及意义 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目的及意义 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 第二章 嗜热复合菌群的脱色降解特性研究 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌种来源 |
| 2.1.2 脱色培养基 |
| 2.1.3 主要试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 脱色率的测定 |
| 2.3.2 染料浓度的测定 |
| 2.3.3 不同因素对偶氮染料脱色降解的影响 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 DBG的标准曲线 |
| 2.4.2 温度对脱色的影响 |
| 2.4.3 pH对脱色的影响 |
| 2.4.4 初始染料浓度对脱色的影响 |
| 2.4.5 偶氮染料结构对脱色的影响 |
| 2.4.6 盐度对脱色的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 嗜热复合菌群对DBG的脱色降解途径研究 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 菌种来源 |
| 3.1.2 脱色培养基 |
| 3.1.3 主要试剂 |
| 3.2 实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 不同时间脱色液的紫外-可见光谱扫描 |
| 3.3.2 红外光谱扫描分析 |
| 3.3.3 HPLC-MS/MS分析 |
| 3.3.4 DBG脱色产物的植物毒理测定 |
| 3.3.5 数据统计分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 紫外-可见光谱扫描分析 |
| 3.4.2 红外光谱扫描分析 |
| 3.4.3 LC-MS/MS分析 |
| 3.4.4 嗜热复合菌群对DBG脱色降解途径研究 |
| 3.4.5 DBG脱色产物的植物毒理测定 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 嗜热复合菌群结构及关键降解菌分析 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 菌种来源 |
| 4.1.2 脱色培养基 |
| 4.1.3 主要试剂 |
| 4.2 实验仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 稀释梯度法确定脱色降解临界点 |
| 4.3.2 DNA的提取及浓度检测 |
| 4.3.3 16S V3区PCR扩增 |
| 4.3.4 DGGE技术操作 |
| 4.3.5 高通量测序 |
| 4.3.6 基因序列登录号 |
| 4.3.7 数据统计分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 复合菌群脱色降解稀释临界点的确定 |
| 4.4.2 基因组DNA浓度检测 |
| 4.4.3 16S V3区PCR扩增产物检测 |
| 4.4.4 变性梯度凝胶电泳(DGGE) |
| 4.4.5 高通量测序技术研究不同稀释梯度下微生物群落结构的变化 |
| 4.4.6 结果与讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 染料降解稀释临界点前后关键差异基因解析 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 测序样品来源 |
| 5.1.2 主要试剂 |
| 5.2 实验仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 宏基因组测序 |
| 5.3.2 荧光定量PCR(qPCR)测定差异基因的表达量 |
| 5.4 实验结果 |
| 5.4.1 宏基因组测序结果 |
| 5.4.2 qPCR测定差异基因的表达量 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
| Ⅰ.发表论文情况 |
| Ⅱ.主要获奖情况 |
| 附录1 |
（8）兰炭废水中有机污染物的去除规律及喹啉类有机物生物转化特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 兰炭废水污染现状及废水处理存在的问题 |
| 1.1.1 兰炭废水的来源及危害 |
| 1.1.2 兰炭废水处理研究进展 |
| 1.1.3 兰炭废水处理存在的问题 |
| 1.2 废水中含氮杂环化合物生物降解研究进展 |
| 1.2.1 废水中含氮杂环化合物处理研究现状 |
| 1.2.2 喹啉的来源、危害 |
| 1.2.3 喹啉的好氧生物降解研究现状 |
| 1.3 固定化微生物技术在工业废水处理中的应用 |
| 1.3.1 固定化微生物技术的特点 |
| 1.3.2 固定化微生物载体选择 |
| 1.3.3 固定化微生物技术在工业废水处理中的应用及存在问题 |
| 1.4 研究目的和意义、主要内容 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 兰炭废水处理工艺过程中有机污染物去除特征研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验仪器和试剂 |
| 2.1.2 兰炭废水处理试验工艺 |
| 2.1.3 水质分析项目及方法 |
| 2.1.4 试验水样的废水水质 |
| 2.1.5 遗传毒性检测方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 兰炭废水原水中有机污染物组成分析 |
| 2.2.2 不同工艺单元的COD和挥发酚去除特性 |
| 2.2.3 不同有机污染物在各工艺单元的去除规律解析 |
| 2.2.4 废水处理各工艺单元的生物毒性削减特征 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 兰炭废水中喹啉降解菌的分离筛选与诱导 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 主要实验仪器 |
| 3.1.2 主要试剂及培养基 |
| 3.1.3 喹啉降解菌的筛选、分离和纯化 |
| 3.1.4 菌悬液的制备过程 |
| 3.1.5 高效菌株的鉴定及表征方法 |
| 3.1.6 高效菌株利用碳源的广谱性分析 |
| 3.1.7 菌株诱导条件优化试验方案 |
| 3.1.8 分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 喹啉降解菌的筛选及形态学表征 |
| 3.2.2 菌株的Biolog鉴定及碳源代谢特征分析 |
| 3.2.3 菌种的16S rDNA鉴定 |
| 3.2.4 菌株的底物广谱性分析 |
| 3.2.5 优势菌株喹啉降解的诱导条件与效果 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 喹啉生物代谢归趋及影响因素分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 喹啉降解动力学研究方法 |
| 4.1.2 喹啉降解过程代谢归趋试验方案 |
| 4.1.3 胞内酶和胞外酶的提取方法 |
| 4.1.4 多菌株降解喹啉的虚拟变量回归分析 |
| 4.1.5 P-B因子筛选和BBD优化实验设计方法 |
| 4.1.6 发光细菌实验表征遗传毒性方法 |
| 4.1.7 分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 单菌株降解喹啉动力学分析 |
| 4.2.2 喹啉生物代谢归趋分析 |
| 4.2.3 喹啉降解酶的分布识别及其催化活性影响因素研究 |
| 4.2.4 多菌株喹啉降解动力学分析 |
| 4.2.5 多菌株喹啉降解环境条件的优化 |
| 4.2.6 喹啉降解过程中代谢产物遗传毒性变化 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 固定化活细胞喹啉降解体系的构建与应用 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 细菌负载量测定方法 |
| 5.1.2 ZnO NPs/PVA固定化载体制备方法 |
| 5.1.3 细菌的固定化方法 |
| 5.1.4 固定化细菌降解喹啉性能研究方法 |
| 5.1.5 分析项目及方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 载体的制备及其对喹啉的吸附性能研究 |
| 5.2.2 固定化细菌负载量测定方法优化 |
| 5.2.3 固定化细胞与游离细胞喹啉降解性能对比研究 |
| 5.2.4 固定化混合菌对喹啉的适应性及降解动力学 |
| 5.2.5 固定化混合菌的重复利用性能研究 |
| 5.2.6 固定化混合菌在兰炭废水深度处理中的应用 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论、创新点与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议和展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读期间主要成果 |
（9）除草剂利谷隆及其代谢产物降解菌株的分离、降解酶基因及菌群协同代谢研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号与缩略语说明 |
| 前言 |
| 第一章 取代脲类除草剂利谷隆的简介、在环境中的转化以及稳定性同位素探针技术综述 |
| 1 利谷隆简介 |
| 2 利谷隆的除草机理 |
| 3 利谷隆对环境的危害 |
| 4 利谷隆在环境中的转化 |
| 5 利谷隆的微生物降解 |
| 5.1 国内外研究现状及发展动态分析 |
| 5.2 利谷隆的微生物降解菌株和代谢途径 |
| 5.3 利谷隆的微生物降解基因 |
| 5.4 利谷隆的微生物降解存在的问题 |
| 6 稳定性同位素探针技术在有机污染物微生物降解研究中的应用 |
| 6.1 稳定性同位素探针技术(SIP)简介 |
| 6.2 稳定性同位素探针技术在有机污染物微生物降解研究中的应用 |
| 7 本研究的意义及技术路线 |
| 第二章 利谷隆完全降解菌群的获得、菌株的分离、鉴定及降解特性研究 |
| 第一节 利谷隆完全降解菌群的获得及菌株的分离、鉴定 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 培养基与试剂 |
| 1.2 利谷隆完全降解菌群的获得与效果验证 |
| 1.3 利谷隆降解菌群的群落结构研究 |
| 1.4 利谷隆降解纯培养菌株的分离、鉴定 |
| 1.5 降解菌株的初步鉴定 |
| 1.6 降解菌株的16S rRNA基因序列分析 |
| 1.7 降解菌株系统发育地位的确定 |
| 1.8 利谷隆及其代谢产物的测定 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 利谷隆完全降解菌群的获得与群落结构分析 |
| 2.2 利谷隆降解菌株的分离与筛选 |
| 2.3 降解菌株的系统发育地位研究 |
| 第二节 菌株LR2014-1降解利谷隆特性、底物谱及代谢产物的鉴定 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 培养基与菌株 |
| 1.2 菌体生长量,底物降解效果的测定 |
| 1.3 菌株LR2014-1对利谷隆的降解特性研究 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 菌株LR2014-1对利谷隆的降解及生长曲线 |
| 2.2 菌株LR2014-1对利谷隆的降解特性 |
| 第三节 菌株LIP-5~T的分类地位研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 培养基与菌株 |
| 1.2 菌株LIP-5~T与菌株LR2014-1降解利谷隆的关系 |
| 1.3 菌株的鉴定 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 菌株LIP-5/~T与菌株LR2014-1降解利谷隆的关系 |
| 2.2 菌株LIP-5~T的初步鉴定 |
| 2.3 菌株的菌落形态和特征 |
| 2.4 菌株LIP-5~T的生理生化特征 |
| 2.5 Haoranjiania gen. nov.r新属描述 |
| 2.6 Haoranjiania flava sp.nov LIP-5~T新种描述 |
| 本章讨论 |
| 本章小结 |
| 第三章 菌株LR2014-1中利谷隆水解酶基因研究 |
| 第一节 菌株LR2014-1基因组框架图测序及数据分析 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 培养基与试剂 |
| 1.2 菌株LR2014-1基因组DNA提取 |
| 1.3 菌株LR2014-1基因组DNA测序 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 DNA样品测序及生物信息学分析 |
| 2.2 疑似利谷隆水解酶基因的查找 |
| 第二节 利谷隆水解酶基因(phh&mhh)的克隆与功能分析 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 培养基与试剂 |
| 1.2 感受态细胞的制备 |
| 1.3 酶切、酶连和转化 |
| 1.4 质粒DNA的提取 |
| 1.5 目的基因的查找及基因的功能验证 |
| 1.6 phh & mhh的核苷酸序列分析及编码的氨基酸序列分析 |
| 1.7 转座子标签法突变失活phh基因 |
| 1.8 转座子随机插入突变构建突变文库 |
| 1.9 利谷隆水解酶基因失活突变株的筛选 |
| 1.10 突变株降解利谷隆能力及底物谱的验证 |
| 1.11 突变株基因组DNA的提取 |
| 1.12 转座子插入位点的确定 |
| 1.13 phh和mhh在不同底物诱导条件下的转录 |
| 1.14 反转录PCR |
| 1.15 实时荧光定量PCR |
| 1.16 qRT-PCR数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 菌株LR2014-1降解利谷隆疑似基因的确定 |
| 2.2 phh & mhh基因的克隆及异源表达 |
| 2.3 phh & mhh基因异源表达功能验证 |
| 2.4 phh & mhh的核苷酸序列分析 |
| 2.5 phh & mhh信号肽序列分析 |
| 2.6 phh & mhh氨基酸序列分析 |
| 2.7 阳性突变子的获得 |
| 2.8 突变株LR2014M的底物谱 |
| 2.9 mini-Tn5转座子插入位置的确定 |
| 2.10 基因phh和mhh的转录水平 |
| 第三节 Phh & Mhh的高效表达纯化及酶学特性研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 培养基与试剂 |
| 1.2 菌株、质粒及PCR引物 |
| 1.3 大肠杆菌感受态的制备 |
| 1.4 利谷隆水解酶基因phh & mhh的PCR扩增 |
| 1.5 利谷隆水解酶Phh & Mhh表达载体的构建 |
| 1.6 表达菌株的诱导与高效表达 |
| 1.7 重组蛋白的纯化 |
| 1.8 SDS聚丙烯酰胺凝胶电泳(SDS-PAGE) |
| 1.9 利谷隆水解酶Phh & Mhh的酶学特性研究 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 利谷隆水解酶基因phh & mhh的扩增 |
| 2.2 利谷隆水解酶基因在大肠杆菌中的高效表达与纯化 |
| 2.3 利谷隆水解酶Phh & Mhh的酶学特性研究 |
| 2.4 利谷隆水解酶Phh&Mhh的热稳定性及最适反应温度 |
| 2.5 pH值对利谷隆水解酶Phh & Mhh的影响 |
| 2.6 金属离子和化学试剂对利谷隆水解酶Phh&Mhh的影响 |
| 2.7 利谷隆水解酶Phh & Mhh的底物谱研究 |
| 2.8 利谷隆水解酶Phh & Mhh对不同底物的动力学参数测定 |
| 本章讨论 |
| 本章小结 |
| 第四章 3,4-二氯苯胺完全降解的关键菌群研究 |
| 第一节 3,4-二氯苯胺降解的关键菌群研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 培养基与试剂 |
| 1.2 菌群完全降解3,4-二氯苯胺的验证 |
| 1.3 DNA-SIP微宇宙培养 |
| 1.4 微生物菌群总DNA的提取 |
| 1.5 超高速密度梯度离心获得不同浮力密度DNA |
| 1.6 PCR验证功能微生物是否被成功标记 |
| 1.7 高通量测序微生物菌群的群落组成 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 菌群对3,4-二氯苯胺的完全降解 |
| 2.2 菌群总DNA的提取 |
| 2.3 分子探针验证功能微生物是否被成功标记 |
| 2.4 高通量测序菌群微生物的群落组成 |
| 第二节 菌群中降解3,4-二氯苯胺纯培养菌株的分离、筛选 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 培养基与试剂 |
| 1.2 3,4-二氯苯胺降解菌株的分离、筛选 |
| 1.3 降解菌株的形态特征及生理生化鉴定 |
| 1.4 降解菌株的16S rRNA基因序列的分析 |
| 1.5 降解菌株系统发育地位的确定 |
| 1.6 3,4-二氯苯胺的检测 |
| 1.7 菌株对3,4-二氯苯胺的降解 |
| 1.8 3,4-二氯苯胺降解菌株的底物谱研究 |
| 1.9 菌株ANB-1与菌株LR2014-1对利谷隆的协同代谢 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 3,4-二氯苯胺降解菌株的分离筛选 |
| 2.2 降解菌株的系统发育地位研究 |
| 2.3 菌株S9-254a、Amp-2和ANB-1对3,4-二氯苯胺的降解 |
| 2.4 降解菌株的底物谱 |
| 2.5 菌株LR2014-1与菌株ANB-1对利谷隆的协同代谢 |
| 本章讨论 |
| 本章小结 |
| 参考文献 |
| 全文总结 |
| 本论文主要创新点 |
| 存在的问题及展望 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间发表和待发表的论文 |
| 攻读博士学位期间参与申请的专利 |
| 致谢 |
（10）FeOM对苯胺降解特性及对生物海绵铁体系内铁菌相互作用特性的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 拟选课题的研究背景 |
| 1.2 苯胺废水的处理现状 |
| 1.2.1 苯胺的性质、来源及危害 |
| 1.2.2 生物法处理苯胺废水的研究现状 |
| 1.2.3 高效苯胺降解菌的研究进展 |
| 1.3 Fe~0-生物铁法强化废水处理的研究 |
| 1.3.1 传统生物铁法 |
| 1.3.2 Fe~0-生物铁法及其特点 |
| 1.3.3 生物海绵铁体系的研究进展进展 |
| 1.3.4 生物海绵铁体系在水处理中的应用 |
| 1.3.5 生物海绵铁体系类Fenton效应的研究 |
| 1.4 海绵铁的腐蚀研究 |
| 1.4.1 电化学腐 |
| 1.4.2 生物腐蚀 |
| 1.5 课题的目的与意义 |
| 1.5.1 课题的目的 |
| 1.5.2 课题的意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 生物海绵铁体系中具有铁氧化功能的高效苯胺降解菌的筛选 |
| 2.1 研究目的与内容 |
| 2.1.1 研究目的 |
| 2.1.2 研究内容 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 活性污泥来源 |
| 2.2.2 培养基 |
| 2.2.3 海绵铁 |
| 2.2.4 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 污泥驯化 |
| 2.3.2 富集培养 |
| 2.3.3 分离纯化 |
| 2.3.4 菌种筛选 |
| 2.3.5 一株具有铁氧化功能的高效苯胺降解菌株的鉴定 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.5 实验结果与讨论 |
| 2.5.1 具有铁氧化功能的高效降解苯胺降解菌的筛选 |
| 2.5.2 ZL-1 菌株的形态、生理生化特性 |
| 2.5.3 ZL-1 菌株的分子水平鉴定 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 菌株ZL-1 降解苯胺的特性研究 |
| 3.1 研究目的与内容 |
| 3.1.1 研究目的 |
| 3.1.2 研究内容 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 ZL-1 菌株的生长曲线及降解苯胺性能研究 |
| 3.3.2 菌株ZL-1 降解苯胺影响因素的研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 ZL-1 菌株对生物海绵铁体系中铁溶出影响研究 |
| 4.1 研究目的与内容 |
| 4.1.1 研究目的 |
| 4.1.2 研究内容 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 不同菌株作用下海绵铁的溶出效果 |
| 4.3.2 不同菌株作用下的海绵铁腐蚀行为研究 |
| 4.3.3 不同菌株作用下的海绵铁腐蚀形貌分析 |
| 4.3.4 海绵铁溶出机理探讨 |
| 4.3.5 菌株ZL-1 作用下海绵铁溶出影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 5.菌株ZL-1 作用下的生物海绵铁体系类Fenton效应研究 |
| 5.1 研究目的与内容 |
| 5.1.1 研究目的 |
| 5.1.2 研究内容 |
| 5.2 实验材料与实验方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 实验分析 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 pH对菌泥ZL-1 与海绵铁组成的生物海绵铁体系类Fenton效应影响 |
| 5.3.2 海绵铁投加量对菌泥ZL-1 与海绵铁组成的体系类Fenton效应影响 |
| 5.3.3 菌泥投加量对菌泥 ZL-1 与海绵铁组成的体系类 Fenton 效应影响 |
| 5.3.4 海绵铁粒径对菌泥ZL-1 与海绵铁组成的体系类Fenton效应影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论和建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
四、高效苯胺降解细菌GXA7的筛选鉴定与特性研究（论文参考文献）
- [1]Rhodococcus sp. DH-2对苯胺和原油的降解及对重金属耐受性研究[D]. 李大卉. 天津理工大学, 2021
- [2]UASB厌氧反应器共代谢降解苯胺废水的研究[D]. 郭红利. 山东大学, 2020(10)
- [3]腐浆中木质纤维降解菌的筛选及复合菌系构建[D]. 诸葛荣夏. 南京林业大学, 2020(01)
- [4]稻麦轮作系统麦秸降解菌群落动态分析及高效菌株筛选[D]. 庄睿花. 安徽农业大学, 2020(04)
- [5]氟环唑降解菌的筛选鉴定及其降解特性研究[D]. 申志慧. 广西大学, 2020(07)
- [6]园林绿化废弃物腐熟中木质素和纤维素降解菌的筛选诱变及扩繁[D]. 邹荣松. 北京林业大学, 2019(04)
- [7]嗜热复合菌群高效降解偶氮染料的机制解析[D]. 陈燕. 江西农业大学, 2019
- [8]兰炭废水中有机污染物的去除规律及喹啉类有机物生物转化特征研究[D]. 刘羽. 西安建筑科技大学, 2019
- [9]除草剂利谷隆及其代谢产物降解菌株的分离、降解酶基因及菌群协同代谢研究[D]. 张龙. 南京农业大学, 2017(04)
- [10]FeOM对苯胺降解特性及对生物海绵铁体系内铁菌相互作用特性的研究[D]. 柴志龙. 兰州交通大学, 2017(03)