一、一种直接从生物膜中萃取细胞外高分子有机物的方法（论文文献综述）
郝晓地,甘微,李季,吴远远[1]（2021）在《污泥EPS高值、高效提取与回收技术发展趋势》文中研究指明污泥有机质（特别是胞外聚合物,EPS）高值产品回收将会推动污水/污泥资源化.然而,EPS典型提取方法效率较低、回收产物成分复杂,限制了EPS目标物质的高效提取、降低了回收物的潜在高值应用.为此,探究高值、高效EPS提取/回收技术极为重要.这就需要改变目前典型的"笼统"EPS提取方法,将"胞外多糖"和"胞外蛋白"这样的模糊提取物（实为"有机物混合物"）转变为单目标物质（如类藻酸盐物质、酸溶性EPS、硫酸盐多糖、淀粉样蛋白质以及透明质酸等）或多目标物质（依靠物理、化学性质差异分离、提纯）,实现产物的定向提取并保证其纯度,从而使回收产物获得高值利用.另一方面,把握进水水质、营养物负荷以及运行环境对污泥EPS形成的影响亦十分重要;同时,需要鉴定易形成EPS的优势菌并掌握其生理、生化特征,这对通过污水处理运行而"原位"增加EPS污泥本底含量具有非常重要的意义.此外,还需要针对高值组分进一步发展优化提取方法（如添加表面活性剂等）,以实现回收物高效提取与高值回收利用.
李慧[2]（2021）在《产电细菌及碳/铁基导电材料促进微生物电子传递强化发酵联产氢气和甲烷研究》文中研究说明生物质发酵制氢烷气开发清洁燃料对于我国实现碳中和具有重要意义,发酵微生物群落内部电子流动和种间相互作用机制亟待阐明以设计高效的发酵产气过程。本文探究了产电细菌与产氢细菌互营代谢产氢系统的微生物电子传递途径,揭示了产电细菌与产甲烷古菌共培养体系的生物膜对添加导电碳毡及外加电压的响应机制,利用碳化金属有机骨架、磁铁矿纳米颗粒等导电材料强化微生物电子传递和互营代谢,显着促进了生物质厌氧发酵联产氢气和甲烷。揭示了产电细菌（金属还原地杆菌,Geobacter metallireducens）与产氢细菌互营代谢发酵产氢机理,阐明了产电细菌作为外部氧化还原平衡调节器对产氢菌群代谢路径、电子传递性能和微生物群落结构的影响规律。金属还原地杆菌培养物与产氢混合菌群的接种体积比为60 m L/30 m L（总挥发性固体TVS之比为0.08）时发酵产氢量达到327.1 m L/g,相比未接种金属还原地杆菌培养物的对照组提高了65.2%。产氢菌降解葡萄糖产生的乙酸等可溶性代谢产物被金属还原地杆菌氧化产生电子改善系统的氧化还原电位,NADH/NAD+比值从1.03提高到1.26,有利于强化NADH产氢途径（NADH++→++H2）。金属还原地杆菌胞外聚合物中存在的细胞色素c（c-Cyt）作为电子穿梭体/氧化还原介体提高了产氢菌的胞内电子传递系统（ETS）活性和胞外电子传递（EET）能力。添加金属还原地杆菌培养物使菌群中主要产氢菌Clostridium sensu stricto的相对丰度从61.5%增加到76.7%,两者形成良好的互营共生关系,从而显着提升系统发酵产氢性能。探明了产电细菌（Geobacter sulfurreducens,硫还原地杆菌）与产甲烷古菌（Methanosarcina barkeri,甲烷八叠球菌）共培养体系的生物膜在添加导电碳毡/外加电压时的电子传递响应机制。添加导电碳毡后的共培养体系甲烷产率从191.5 m L/g提高到358.1 m L/g;而将碳毡作为电极施加0.5 V电压后,甲烷产率仅能达到222.7 m L/g。SEM分析表明:硫还原地杆菌和甲烷八叠球菌共同在导电碳毡表面富集;而施加0.5 V电压的阳极碳毡上仅附着了硫还原地杆菌,该菌降解底物乙酸产生电子传递给阳极,阴极碳毡上仅附着了甲烷八叠球菌,该菌接受阴极产生的电子结合质子还原CO2产甲烷。当施加的电压超过析氢电位后一部分质子在阴极直接结合电子生成氢气。电化学分析表明:附着了硫还原地杆菌的阳极碳毡电容比无菌碳毡提升了1.1倍;而附着了甲烷八叠球菌的阴极碳毡电容降低了19.8%;未施加电压时附着两种菌生物膜的碳毡电容提高了23.9%,这主要与碳毡附着的生物膜成分有关。三维荧光光谱及多糖成分测试表明:阳极碳毡生物膜中血红素类物质的含量最高,有利于提升电化学性能;而阴极碳毡生物膜中血红素类物质的含量低且多糖类物质含量高,不利于甲烷八叠球菌接受电子产甲烷;未施加电压时碳毡的生物膜血红素类物质含量介于二者之间,微生物接受电子产甲烷性能优于碳毡阴极,因此甲烷产率更高。提出将沸石咪唑酯骨架（ZIF-67）衍生多孔碳用作微生物高速电子传递通道,揭示了微生物多层胞外聚合物的荧光和电化学响应机制。添加100 mg/L在碳化温度800℃下制备的沸石咪唑酯骨架衍生多孔碳（PC-800）时,厌氧发酵获得的生物甲烷产量提高了28.2%达到614.0 m L/g。电化学分析表明:添加PC-800使产甲烷菌群的氧化还原峰值电流和电导率增加,自由电荷传递电阻降低。PC-800可充当非生物导电介体以促进种间直接电子传递,从而导致与导电菌毛（e-pili）和血红素蛋白相关的功能基因表达丰度降低。此外,PC-800刺激了产甲烷菌群产生更多的氧化还原活性腐殖质胞外聚合物。三维荧光光谱分析表明:紧密粘附的胞外聚合物（TB-EPS）中腐殖质的荧光响应百分比增加最大,这主要归因于多孔碳颗粒对TB-EPS中腐殖质成分的羟基/羧基/酚基官能团的强络合能力。微生物群落分析表明:添加PC-800后,互营/产电细菌以及氢营养/摄取电子的产甲烷菌得到富集,从而提升了发酵产甲烷能力。将导电磁铁矿纳米颗粒加入到分别接种了产气肠杆菌和产甲烷混合菌群的发酵联产氢气和甲烷系统中。添加200 mg/L磁铁矿纳米颗粒后,在产氢阶段中产气肠杆菌的NADH/NAD+比值、氢酶活性和电子传递系统活性均得到提高,有利于通过NADH途径产氢,氢气产量提高了21.1%。随后产甲烷阶段的甲烷产量提高了22.9%,电化学分析表明:加入磁铁矿纳米颗粒后,产甲烷混合菌群的胞外电子传递能力提高,这主要归功于磁铁矿纳米颗粒及其诱导微生物产生的具有电化学活性的胞外聚合物（类腐殖酸和类黄腐酸）。微生物群落分析表明:互营单胞菌和甲烷八叠球菌是磁铁矿纳米颗粒存在时富集起来的主要共生菌。参与CO2还原产甲烷途径的功能基因表达丰度显着提高。故通过添加磁铁矿纳米颗粒改善了微生物的电子传递性能,建立了一个更高效的发酵联产氢气和甲烷系统。采用产电细菌与纳米磁铁矿杂化体系促进生物质厌氧发酵联产氢气和甲烷。产电地杆菌通过还原水铁矿得到生物磁铁矿纳米颗粒,细菌与磁铁矿纳米颗粒形成杂化体系。电化学分析表明:杂化体系的氧化还原峰值电流提高,面积电容从25.3提高到27.5 m F/cm2。该杂化体系应用于生物质原料（水花生为例）发酵联产氢气和甲烷系统中。九月份收获的水花生碳氮摩尔比（26.8）适宜,纤维素含量（20.3%）较高,灰分与挥发分的质量比（0.1）较低,适用于发酵产气。利用此水花生通过两阶段发酵联产氢气和甲烷,得到氢气产率48.4 m L/g VS,甲烷产率209.9 m L/g VS,总能量转化效率44.8%。当加入产电细菌与纳米磁铁矿杂化体系后,水花生发酵产气的能量转化效率提高到64.9%。
甘微[3]（2021）在《从活性污泥胞外聚合物中回收类藻酸盐》文中指出好氧颗粒污泥类藻酸盐物质（Alginate-like exopolysaccharides,ALE）高值回收与应用研究推动了污水/污泥资源化发展。事实上,活性污泥工艺应用更加广泛、剩余污泥巨大。如果活性污泥亦可提取性质与好氧颗粒污泥相同的ALE势必扩大污水处理资源化路径。为此,研究基于颗粒污泥EPS高值、高效提取与回收技术,针对特定物质ALE制定高效提取方法。通过来源于全国不同区域剩余污泥,研究ALE物质提取、提纯与性质表征,以探明ALE提取及回收潜力。SBR实验探讨进水水质与运行参数对ALE生成的影响与机理。尝试添加表面活性剂手段对ALE提取方法进行优化,以期实现增量。ALE提取实验发现,不同来源剩余污泥ALE提取量介于9%～19%VSS,为好氧颗粒污泥提取量下限。不同污泥来源ALE中多糖、蛋白质等组分虽具存在一定差异,但ALE当量和官能团相似度分析显示,所提取的ALE官能团结构与市售藻酸盐相比具有60%相似度,另外藻酸钠当量>400 mg/g ALE,意味着活性污泥ALE具有替代市售藻酸盐物质之潜力。ALE生成影响因素初探结果发现,ALE生成与进水负荷、营养基质等存在明显相关关系;微生物分析揭示,污泥中优势菌属是影响ALE生成的重要因素,且ALE生成大都与硝化和反硝化过程有关。设计SBR实验深入探究影响ALE生成影响因素及其机理,以淀粉为进水碳源时ALE提取量较乙酸钠和葡萄糖要高,可达220.3±8.0 mg/g VSS。低温（12 oC）情况更有利于ALE富集,其中,ALE含量最高达303.3±21.5 mg/g VSS。推测影响机理主要是改变了系统微生物丰度与新陈代谢过程而影响ALE生成。其它参数对活ALE提取量影响不大（125.0～200.0 mg/g VSS）,但它们对其中组分含量（多糖、蛋白质等）具有一定影响,意味着这些参数改变可能实现ALE性质定向培养。添加表面活性剂优化ALE提取方法实验发现,当投加3.0 g/L十二烷基硫酸钠（SDS）时,ALE提取量高达222.8 mg/g VSS（增效79.5%）,产物藻酸盐纯度达70%;十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）投加0.8 g/L时可达281.9 mg/g VSS（增效127.2%,纯度达54%）;曲拉通X-100（Triton X-100）投加1.25 m L/L时,提取量为250.6 mg/g VSS（增效102.0%,纯度为63%）。3种表面活性剂使ALE提取量从空白12%增加到25%～28%,所需投加量为:0.04 g/g TS（Triton X-100）<0.06 g/g TS（CTAB）<0.19 g/g TS（SDS）,显示Triton X-100优化效果最好。表面活性剂也能提高ALE纯度。表面活性剂强化ALE提取与纯化可归因于:1)表面活性剂胶束增溶效果导致絮体破碎、溶解于水相;2)表面活性剂与藻酸盐结构存在相似相溶作用;3)基团结合作用可提高ALE溶出和纯化。总之,活性污泥ALE物质无论在提取量还是提取物纯度上均具有与好氧颗粒污泥媲美的优势,应该也会成为一种新型高值回收物质。未来有关活性污泥ALE研究因聚焦其“本底含量”扩增与提取方法优化两个方面。
张正文[4]（2021）在《电化学强化生物反硝化对煤热解废水中硝态氮的去除研究》文中研究表明煤炭是我国的主体能源,社会的发展和经济的转型敦促着煤炭行业创新发展、减少污染,以低阶煤热解分质利用为代表的新型煤化工技术促进了煤炭清洁化、低碳化利用。然而煤热解废水中污染物质组分复杂,处理难度大,新型煤化工行业严苛的废水“近零排放”标准要求煤热解废水得到处理和回用。基于煤热解废水生物预处理出水COD/N较低且有机物为难降解的酚类、氮杂环类物质,传统的反硝化工艺对废水中硝态氮的去除效果较差的情况,本论文立足于废水中的硝态氮的处理,开展了电化学强化生物反硝化工艺对煤热解废水中硝态氮的去除应用基础研究。研究中利用外电压电解强化微生物对煤热解废水中的硝态氮进行了去除,将铁阳极引入外电压电解强化微生物反硝化过程中并研究了铁阳极的影响,构建了铁碳微电解与微生物耦合工艺,揭示出电化学强化的混合营养型反硝化对低COD/N的煤热解废水中硝态氮去除的促进作用。开展外电压电解强化微生物对煤热解废水中硝态氮的去除研究试验时发现,在进水电导率为3.0 m S/cm、p H为7.5以及外加电压为0.9 V时,废水中的COD和TN去除率分别为95.30±2.25%和94.93±2.00%,比对照组分别高6.7%和15.15%,外加电压继续增加为1.1 V,反硝化生成的亚硝态氮会被阳极再氧化,TN去除率下降为88.29±3.28%。适宜外电压的存在使装置中形成了较高的阳极电位和较低的阴极电位,废水中的电活性微生物以阳极为电子受体降解有机物,自养型反硝化菌以阴极为电子供体还原硝态氮。废水中氮元素的去除路径分析表明,实验组装置中的N2O浓度比对照组高758.37 ppm,说明外电压作用下部分硝态氮还原为N2O而非N2。在外电压的作用下,污泥中微生物胞外聚合物（EPS）中蛋白质的含量增加,在电极上形成包裹膜,增大了微生物与电极的接触面积。反硝化过程中关键酶的丰度表明,外电压作用下,细菌分泌的周质异化硝酸盐还原酶（Nap A）增加,促进了硝态氮的还原,氧化亚氮还原酶（Nos Z）活性的下降和碳源的不足使N2O的还原受阻。通过对微生物群落结构的分析,发现了酚降解菌Zoogloea、电活性微生物Pseudomonas以及自养反硝化菌Arenimonas对提高废水中TN的去除效果有着重要的作用。为进一步促进废水中硝态氮的还原,将铁阳极引入外电压电解强化微生物装置中提供额外电子供体,构建了铁阳极电场强化微生物装置提高硝态氮的去除效果。试验结果表明,在较低的外加电压下,铁阳极生成的Fe2+能够富集硝酸盐还原型二价铁氧化菌（NRFOB）提高废水中硝态氮的去除效果。此时废水中硝态氮主要被膜结合异化硝酸盐还原酶（Nar）还原,Nar和Nap A分别通过接受来自泛醌和细胞色素的电子还原硝态氮,硝态氮被Nar而不是Nap A还原,说明在铁阳极和0.5 V外电压的影响下,电活性反硝化菌对硝态氮的还原贡献率可能小于NRFOB。试验装置中的NRFOB主要为Acidovorax、Bradyrhizobium和Azospira,相对丰度分别为1.30%、2.74%和10.64%,电活性自养反硝化菌的相对丰度小于0.1%。并且由于Fe2+额外电子供体的加入,氧化氮还原酶（Nor B）和Nos Z的活性增加,降低了N2O的生成量。Fe2+的氧化产物α-Fe OOH富集了Geobacter,这种铁还原菌可以将氧化有机物得到的电子用以还原Fe3+,NRFOB和铁还原菌促进的Fe循环对废水中有机物和硝态氮的协同去除有着积极的影响。为简化运行工艺,减小电能消耗,利于碳中和目标的实现,开展了铁碳微电解耦合微生物工艺处理煤热解废水的效能研究,提出废水中硝态氮的去除策略。试验得出,在铁碳材料投加量为100 g/L（填充率为7%）,进水的p H为6.5～7.0时,环境温度为25℃时,废水中COD和TN的去除率分别达到了93.08±1.74%和89.54±2.20%。富集的反硝化菌包括Thauera、Thermomonas和Hyphomicrobium,相对丰度分别为38.67%、4.52%和3.36%,富集的NRFOB包括Acidovorax（6.02%）和Thiobacillus（4.43%）。NRFOB利用铁碳材料腐蚀产生的Fe2+还原硝态氮,这种铁营养型反硝化提高了煤热解废水中TN的去除率。铁碳材料与微生物的结合使零价铁与硝态氮发生化学反应生成的氨氮浓度降低了约18.57 mg/L。煤热解废水中特征污染物对反硝化菌和NRFOB的抑制作用为苯酚<间苯二酚<4-甲基-苯酚<邻苯二酚<对硝基酚,在铁碳材料影响下,苯酚、间苯二酚、4-甲基-苯酚、邻苯二酚以及对硝基酚的降解速率分别为0.1833 h-1、0.1318 h-1、0.1918 h-1、0.1694 h-1以及0.0583 h-1,较单独生物反硝化的降解速率均有提升,其中对硝基酚的降解速率显着提高。Fe2+促进了污泥EPS中色氨酸的生成,增强了EPS的吸附架桥作用,污泥中形成的菌胶团为反硝化菌和NRFOB构建了缺氧微环境,促进对硝态氮的还原。微生物网络分析表明,污泥中微生物之间形成的“小世界”如酚降解类细菌δ-Proteobacteria纲和氮元素去除类细菌Phycisphaerae纲之间的相互作用,铁还原菌Geothrix与反硝化菌Flavobacterium之间的相互作用,对煤热解废水中有机物和TN的去除有着重要的作用。
唐俊杰[5]（2021）在《一体式农村污水处理设备填料性能及抗生素去除研究》文中进行了进一步梳理农村污水排放量大、处理率低,对农村环境污染严重。目前,农村污水的治理主要朝着一体化设备方向发展,但我国污水处理一体化设备仍处于起步阶段,存在对污水中的氮、磷以及典型污染物的去除能力有限,且处理构筑物占地过大,小规模设备后期运行较差等一系列问题。移动床生物膜反应器（Moving Bed Biofilm Reactor,MBBR）工艺结合了生物膜和活性污泥法的优势,具有抗冲击性能强和长期运行稳定性高等特点,已经成为一体式农村污水处理的主流工艺之一。现阶段大多数MBBR工艺悬浮填料研究侧重于其水质净化能力,却忽略了填料的挂膜速率与MBBR工艺启动时间的关系。近年来,越来越多农村污水研究中检测出了抗生素残留,目前对农村污水的研究主要集中在氮、磷的去除机理方面,很少关注农村污水中抗生素的去除机理。因此,探讨填料性能对MBBR一体化设备处理农村污水中常规污染物的同时,实现对抗生素的去除成为了新的关注点。本文以福建省某乡的实际农村生活污水为处理对象,结合膜生物反应器（Membrane Bio-Reactor,MBR）工艺,通过构建“缺氧-好氧的MBBR-好氧的MBR（A-MBBR-MBR）”一体化设备。试验结果显示,A-MBBR-MBR一体化设备对COD的去除率为93.33%,NH4+-N去除率为90%,TN最高去除能达到70%以上,设备对常规污染物具有良好的去除作用。不同悬浮填料对一体化设备的污水处理效果不同。在挂膜过程中,PPC生物填料的生物量和生长速率高于聚氨酯浮球填料、辫带式浮球填料、聚氨酯海绵填料和聚乙烯（PE）塑料悬浮填料。在小试试验中PE塑料悬浮填料对COD、NH4+-N的去除效果优于其余4种填料。将PE填料和PPC填料分别投加到两套一体式设备中,在稳定运行阶段PPC填料设备对常规污染物去除效果更优,PPC填料设备对COD、NH4+-N和TN的平均去除率比PE填料设备分别高1.51%、9.22%和8.63%。以出水满足城镇污水排放一级A标准为设备启动完成标志,PPC填料设备启动时间比PE填料设备启动时间短6天。通过计算,PPC填料设备与PE填料设备中表观污泥产率分别为0.08 kg MLSS/kg COD、0.15 kg MLSS/kg COD,PPC填料设备有着更低的污泥产量,更加有利于农村污水处理一体化设备长期运行维护和管理。在PPC填料型A-MBBR-MBR一体化设备的长期运行过程中,设备对COD、NH4+-N、TN和TP的平均去除率分别为81.85%、92.63%、72.15%和22.04%,对有机物、NH4+-N和TN实现了长期稳定的去除。缺氧-好氧MBBR-好氧MBR设备对各类抗生素都有着一定的去除效果。稳定运行的A-MBBR-MBR设备对四环素类和大环内酯类抗生素的去除效果较差,去除率分别为12.52%～21.89%、20.07%～35.84%;对磺胺类和喹诺酮类抗生素的去除率较高,分别为41.83%～60.00%、38.53%～45.14%。对比不同规模的农村污水处理系统,A-MBBR-MBR、生物转盘+人工湿地、生物转盘、A2O/MBR对目标抗生素的去除率分别为14.22%～60.15%、-4.79%～54.19%、-1.4%～67.62%、-3.18%～53.92%,结果显示A-MBBR-MBR一体化设备对抗生素的去除效果较好。通过不同规模的农村污水处理设备对常规污染物去除率与各类抗生素去除率的相关性分析发现,A-MBBR-MBR一体化设备实现对常规污染物去除效果较好的同时,对目标抗生素削减有一定的促进作用。采用建立风险商值（Risk quotient,RQ）综合评价体系来评估不同规模的农村污水处理设备出水中残留抗生素对环境的影响,不同设备的出水对环境均有一定的生态风险,农村污水处理设备的抗生素去除能力需要进一步提升。
王丽雪[6]（2021）在《基于功能性载体的石化废水强化生化处理研究》文中提出石化废水中含有大量的有机物,这些有机物通常具有一定的毒性,且结构复杂,导致传统的生物处理对石化废水的效果通常不理想。氧化还原介体（如,蒽醌-2-磺酸盐,核黄素）可以通过参与微生物胞外电子传递过程来促进有机污染物的生物降解。然而,大部分的氧化还原介体都是可溶的,持续投加可溶性氧化还原介体不仅会导致二次污染,而且提高了运行成本。本研究将一种不溶性且经济的氧化还原介体（生物炭）引入高密度聚乙烯（High-Density Polyethylene,HDPE）中,制备生物炭改性生物载体,并将载体应用于厌氧/好氧（Anaerobic-aerobic process,A/O）工艺中。对生物炭改性生物载体强化石化废水中有机物处理性能以及涉及的微生物机理进行研究。主要研究成果如下:（1）制备了在300℃、500℃和700℃条件下热解并经过氧化改性的生物炭,XPS分析表面的C1s结果表明,三种温度下热解并改性得到生物炭中,300℃热解条件下的生物炭的羰基（C=O）含量最高为12.3%,且随着温度的升高,生物炭的含氧官能团含量逐渐降低。（2）利用高密度聚乙烯（HDPE）作为基础材料,混合特定比例的生物炭和滑石粉,通过基础料和功能料的机械共混、单螺杆挤出、定型牵引等技术制作生物炭改性载体,并将其应用于A/O工艺。实验结果表明,当进水苯酚浓度为844.08±80 mg/L,此时的有机负荷率（Organic loading rates,OLRs）达到了22.2 kg COD/（m3·d）时,与填充高密度聚乙烯（HDPE）载体的反应器相比,填充生物炭改性载体的反应器对COD和苯酚的去除率分别提高了6.8%和8.3%。微生物分析表明,填充生物炭改性载体的反应器中参与电子转移的Bacteroides的相对丰度比填充高密度聚乙烯（HDPE）载体的反应器提高了约6.3%。（3）对实际的石化废水成分进行分析,测得废水中约45种有机物,其中相对含量占比在2%以上的主要有11种,其中长链烷烃和含氮杂环化合物等相对含量较高,且这类有机物的结构稳定,属于难降解的有机污染物。由COD的去除效果可知,活性污泥反应器、填充高密度聚乙烯载体的反应器和填充生物炭改性载体的反应器的COD去除率分别为22.2%、25.9%和29.7%,在相同的水力停留时间下,投加了生物炭改性载体的反应器对石化废水中的COD去除效果更明显。
陈新[7]（2021）在《天然龙脑基高分子复合涂层的制备与抗菌性能研究》文中提出细菌是病原体的主要分支,也是导致工业和农业领域产品生物污染或降解的主要原因。传统抗菌模式依赖于抗生素、贵金属等抗菌剂的使用,但抗生素的过度使用会导致细菌产生耐药性,而贵金属则具有一定的生物毒性。因此,建立起依托新型抗菌材料的抗菌模式具有重要的研究意义。天然龙脑是由菊科艾纳香茎叶或樟科植物龙脑樟枝叶中提取而得。龙脑性温,作为药剂使用时具有消肿、镇静等作用,另外,龙脑独特的非对称手性特征与立体化学结构使得龙脑基聚合物还具有抗细菌粘附作用。本论文以龙脑基功能单体为基础,制备了一系列龙脑基聚合物抗菌涂层,研究了涂层化学组成、表面结构与基础物性以及抗菌效果的相互关系,同时还考察了龙脑基超疏水涂层和双抗菌模式的构建对抗菌长效性影响,并进一步评估了相关涂层的生物安全性。主要研究内容和结论如下:（1）聚氨酯-聚丙烯酸龙脑酯核壳共聚物在成膜过程中,由于链段极性差异会产生相分离,低表面张力的聚丙烯酸龙脑酯会迁移、富集到涂层表面,涂层表面的聚丙烯酸龙脑酯因其非对称手性结构,可以起到抗细菌粘附作用,从而使涂层达到抗菌效果。本论文采用种子乳液聚合法及可控壳层技术制备了以PU乳胶粒子为核,壳层厚度可调的聚氨酯/聚丙烯酸龙脑酯的核-壳微球。通过改变丙烯酸龙脑酯（BA）的用量,制备了BA含量分别为0%,23 wt.%,37 wt.%和54 wt.%的核-壳微球。动态激光粒度（DLS）与高分辨-透射电镜（HR-TEM）测试结果表明,PU核的平均粒径为52.3 nm,核-壳粒子的平均粒径分别为75.6 nm,83.2nm和108.9 nm,聚氨酯/聚丙烯酸龙脑酯微球具有清晰的核-壳界面,疏水性的壳层与亲水的核层未发生相反转。所制备聚氨酯/聚丙烯酸龙脑酯核-壳微球浇铸于模具中,制备了不同BA含量的涂层。对涂层上下表面进行X射线能谱分析（EDS）,X射线光电子能谱分析（XPS）和接触角（CA）测试,结果表明,核-壳微球在塌陷形成涂层过程中,由于核-壳高分子链段的极性不相容性,涂层发生了相分离,BA组分富集在涂层的上表面,PU组分则富集在涂层的下表面,导致涂层的上表面与下表面的C,N,O元素含量和疏水性不同。“越狱”和抗细菌粘附实验显示,BA浓度（37 wt.%）涂层的上表面比下表面呈现出更优异抑菌和抗细菌粘附效果,这表明利用有效的相分离可使龙脑基成分在涂层上表面的富集,使得有效抗菌的龙脑酯利用率得以提高,降低龙脑抗菌涂层的成本。体外细胞毒性结果表明三种涂层（23 wt.%,37 wt.%和54 wt.%的BA）的细胞活性均高于90%,具有较好的细胞相容性。（2）超疏水涂层表面与含细菌水溶液接触时,可以形成空气气囊的物理隔离层,减少初始细菌粘附,而龙脑聚合物表面由于其手性化学结构,可以被细菌“识别”,从而使细菌对涂层表面产生“厌恶”性,减少在其表面的粘附,将超疏水的物理隔离与龙脑基聚合物的被“识别”效应相结合,可以制备出持久保持良好抗细菌粘附的涂层。本论文通过界面设计,以丙烯酸龙脑酯为基体制备了一系列新型龙脑基的超疏水抗细菌粘附涂层。FTIR与XPS测试表明,丙烯酸龙脑酯单体发生了聚合,形成了龙脑基聚合物。热重分析（TGA）和差示扫描量热法（DSC）测试表明聚合物具有优良的热稳定性。SEM与DLS测试表明,三种涂层（PLB-1、PLB-2、PLB-3）表面形成了粒径分别为249 nm、432 nm、759 nm的龙脑基聚合物的纳米粒子,涂层（PLB-4）表面无纳米粒子。CA测试结果表明,涂层PLB-1、PLB-2、PLB-3表面具有超疏水性能,PLB-4表面为一般疏水界面。涂层在水中浸润7天后再进行CA测试,结果表明,PLB-1、PLB-2、PLB-3依旧保持超疏水特性,PLB-3超疏水稳定性最好。抗细菌粘附实验表明一般疏水涂层PLB-4不能完全抵抗大肠杆菌粘附,随着时间的增加,表面粘附的细菌逐渐增多,而超疏水涂层PLB-3能保持长时间、稳定的抗细菌粘附效果。细胞毒性实验表明,所制备的涂层具有较低的生物毒性,可应用于生物医学领域。（3）龙脑基聚合物具有抗细菌粘附性,但杀菌效果不强,纳米TiO2是一种高效杀菌的无机杀菌材料,通过TiO2对龙脑基聚合物杂化复合,可以制备出具有抗细菌粘附,同时具有杀菌效果的双抗高分子复合材料,双抗模式的存在,可以提升复合材料的杀菌长效性。论文以龙脑基聚合物为载体,纳米TiO2为光催化剂和杀菌剂,聚三氟氯乙烯（PCTFE）为粘结剂,浇铸法制备了一种新型多功能龙脑基聚合物/TiO2复合膜材料,并将该复合膜应用于污水的处理。FTIR,XRD,原子显微镜（AFM）,扫描电镜（SEM）测试结果显示,纳米TiO2成功地固定在龙脑基聚合物中,且均匀分散在复合膜中。DSC与TGA测试表明,TiO2纳米颗粒的加入,可以提升复合膜热稳定性。在紫外光照射下,测试不同含量TiO2的复合膜对亚甲基蓝（MB）的光降解活性,结果显示,随着辐照时间的延长,MB的降解率逐渐提高,辐照240 min后,PBT-0、PBT-1、PBT-2、PBT-3和PBT-4复合膜对MB的降解率分别达到12.2%、70.2%、83.2%、91.5%和82.6%。与PBT-0（不含TiO2）相比,含有TiO2的复合膜具有更好的光催化降解能力。在弱紫外光照射下,测试对照组和不同TiO2含量的复合膜对革兰氏阳性金黄葡萄球菌的杀菌效果,结果显示,对照组存活细菌数为1.92×104CFU/cm2,PBT-0组存活菌数为1.15×104CFU/cm2,PBT-1、PBT-2、PBT-3和PBT-4存活细菌的数量均低于检出限（即<10CFU/cm2）,说明龙脑基聚合物/TiO2复合膜在弱紫外环境中具有优异的杀菌效果。持久杀菌实验显示,PBT-3在30天后仍表现出良好的抗菌效果,相反,对照组PMMA/TiO2在第一天表现出良好的杀菌效果,但20天后杀菌性能明显下降,30天后,复合膜失去了杀菌活性。说明纳米TiO2与龙脑基聚合物的协同作用能有效地提升复合膜的杀菌长效性。所制备的复合膜具有优良的光催化性能和持久杀菌性能,在水污染治理方面具有潜在的应用价值。（4）季铵盐是一种高效的有机杀菌材料,通过含双键的季铵盐功能单体与丙烯酸龙脑酯共聚,可以制备出具有抗细菌粘附,同时具有杀菌效果的双抗高分子复合涂层,抗细菌粘附与杀菌的协同作用,可以提升复合涂层的杀菌长效性。本论文以丙烯酸龙脑酯为抗细菌粘附材料,马来酸双酯-十八烷基聚（亚乙氧基）20乙醚-乙烯三甲基氯化铵（R303）为杀菌剂,采用无皂乳液聚合法制备了一系列不同季铵盐含量的龙脑基高分子抗菌涂层（BRE1～BRE5）。FTIR和EDS测试显示,R303被成功引入聚合物中。TGA显示,随着R303的加入,BRE的热分解温度有所降低。BRE涂层的表面润湿性实验表明,随着BRE中R303的含量的增加,BRE表面接触角逐渐降低,其亲水性逐渐增加。“越狱”实验表明,所制备的BRE涂层对金黄葡萄球菌和大肠杆菌均表现出良好的抑菌活性。杀菌实验表明,与空白组对比,BRE1杀菌能力较弱,而BRE2～BRE5则显示出高效的杀菌能力,说明其杀菌能力主要来自于含有季铵盐活性中心的R303。抗细菌黏附实验表明,BRE1～BRE5均显示出良好的抗细菌粘附效果,说明BRE涂层的抗细菌粘附功能是丙烯酸龙脑酯在起主导作用。持久杀菌实验显示,对照组在第10天出现了杀菌性能下降,第30天,其杀菌性能呈指数级下降,而实验组BRE-3在第30天依旧可以保持良好的杀菌性能,说明BA与R303的协同作用能明显提升BRE涂层的杀菌长效性。细胞毒性测试结果表明,所制备的BRE涂层具有良好的细胞相容性和安全性,具有良好的应用前景和后续研究价值。
刘峰[8]（2019）在《产电型复合垂直流人工湿地对猪场废水的净化效能及其机理研究》文中提出猪场废水是一种典型的高浓度有机废水,在某些地区的排放量甚至超过了工业污水和生活污水,同时也是我国农业面源污染的重要源头之一,它的合理化处置和资源化潜能利用也一直是国内外研究的难点和热点。本文利用微生物燃料电池（microbial fuel cell,MFC）技术的污染物降解和同步产电特性,以及与人工湿地（constructed wetland,CW）在结构上耦合的有利优势,构建了人工湿地—微生物燃料电池系统（Constructed Wetland-Microbial Fuel Cell,CW-MFC）。并在对比传统垂直流人工湿地—微生物燃料电池运行效能的基础上,将系统单一流向优势于结构上进行融合,首次设计、构建并运行了一种全新的复合垂直流人工湿地—微生物燃料电池集成系统（Integrated Vertical Flow Constructed Wetland-Microbial Fuel Cell,IVCW-MFC）,并将实际猪场废水作为目标底物进行长期连续运行,成功的实现了污水处理效果的强化和同步产电性能的提升。与此同时,针对系统在抗负荷冲击、昼夜交替、外接电阻等外部条件变化情况下,研究了目标底物的主要降解途径,产电性能的影响机理与协同作用。并通过对系统长期连续运行过程中的结构特点、运行参数、生物电化学性能分析;湿地植物的不同选择及根系分泌物差异对系统性能的响应分析;以及通过微生物学特性研究,揭示了猪场废水在CW-MFC耦合系统中的降解和产电机制。本研究取得的主要成果如下:（1）VFCW-MFC（Vertical Flow Constructed Wetland-Microbial Fuel Cell）系统和IVCW-MFC系统分别在开路和闭路状态下运行,在HRT为2d时对污染物的去除效果最佳。VFCW-MFC系统闭路运行对废水中的COD、总氮的去除效果达到91.21%和31.97%优于开路,而氨氮的去除效果相反,开路组去除率达到42.93%好于闭路组。而IVCW-MFC系统闭路组的污染物去除效果均优于开路组,COD、氨氮和总氮的去除率分别达到98.75%、95.75%、84.45%。在产电性能上,IVCW-MFC-C平均电压输出和最大功率密度都优于VFCW-MFC-C系统,IVCW-MFC-C系统在电压增长后期输出值达到542±43mV,系统的最大功率密度是0.292W/m3,系统的内阻为495Ω。（2）将实际猪场废水作为处理底物应用于IVCW-MFC系统长期运行,实现了污染物的高效降解和同步产电。系统闭路组对猪场废水中COD、氨氮、硝酸盐氮、总磷的去除率分别达到79.65%、77.50%、75.13%、55.07%,比开路组获得了更强的污染物去除能力,其原因主要是系统产电促进了微生物的新陈代谢,从而促进了系统对污染物的降解。IVCW-MFC系统在长期连续运行中,输出电压为598-713 mV,最大功率密度达到0.456 w/m3;连续运行期间累计产电量为7137库,平均6.74C d-1L-1,其中输出电压和最大功率密度在同类结构特点的研究中展现出了较大优势。系统的电压输出随着昼夜更替也呈现出规律性变化,基本表现为白天的电压输出高于夜晚。系统输出电压随着外电阻的增大而增大,但系统的去污能力随外电阻的增大略有下降。（3）通过MiSeq高通量测序技术解析IVCW-MFC系统中微生物群落结构特征,并揭示系统污染物降解效能、环境温度与微生物群落结构之间的内在联系。系统闭路组阳极微生物的丰度与均度明显高于开路组,产电菌Geobacter和Desulfuromonas的相对丰度达到17.87%和1.59%。而闭路组阳极、阴极和根系表面生物膜中Proteobacteria的相对丰度分别为43.01%,57.66%和81.03%,Firmicutes的相对丰度分别为25.02%,8.86%和5.23%。这两个门类的微生物在IVCW-MFC闭路系统中占有绝对优势。系统在季节更替情况下长期稳定运行,对系统中的微生物的群落结构进行比较分析,发现系统随着季节变化内部微生物出现演替,并且优势菌落结构也存在较大差异。在夏季气温较高的情况下,阳极和阴极表面微生物的丰度明显高于冬季气温较低情况,主要体现在Shannon指数的差异上;而在夏冬季,阳极作为产电系统中产电菌的重要反应场所,其表面微生物的丰度和均度差异明显高于阴极,但Proteobacteria门在不同的季节都占据优势。闭路系统检测到的较高丰度的电活性微生物主要包括地杆菌（Geobacter）、气单胞菌属（Aeromonas）、梭状芽孢杆菌属（Clostridium）以及空气-生物阴极上的假单胞菌属（Pseudomonas）,并具备不同的产电特性。而相对于IVCW-MFC系统的污染物去除,明串珠菌属（Trichococcus）、硫杆菌属（Thiobacillus）在阳极表面微生物中丰度较高,氢噬胞菌属（Hydrogenophaga）在植物根系表面微生物膜中相对丰度较高;而微小杆菌属（Exiguobacterium）、硝化螺旋菌属（Nitrospira）、柠檬酸杆菌属（Citrobacter）和生丝微菌属（Hyphomicrobium）在氧元素供应相对足够的阴极环境下相对丰度较高,并通过降解有机物来实现自身的富集。（4）在IVCW-MFC反应器植物存在与否和不同植物选取实验研究中发现,无植物组、美人蕉组、菖蒲组和水蕹菜组对猪场废水COD的去除率分别是80.2%,88.07%,84.70%,and 82.20%;对氨氮的去除率分别为49.96%,75.02%,70.25%和68.47%,美人蕉的实验组对污染物去除效果最好,植物对系统的污染物去除效果起着重要作用,特别是对脱氮效果有显着的提高。除此以外,系统中植物的存在可促进产电效能;研究中发现无植物组、美人蕉、菖蒲和水蕹菜系统所表现出的产电性能明显不同,其中水蕹菜实验组的产电效果最为明显,所产电压达到752±26mV,最大功率密度达到0.4964W/m3,内阻为417.5Ω。由于不同植物根系的泌氧和根系分泌物差异,植物及其种类对系统的除污和同步产电性能会造成不同的影响。主要在无植物组、美人蕉组、菖蒲组、水蕹菜组系统中表现出不同的根系泌氧能力,并影响系统沿程的溶氧环境,美人蕉组中同一采样点DO浓度最高。通过植物根系分泌实验,发现不同植物根系分泌物和浸出液的种类和数量存在差异,并会对微生物菌群结构产生影响;并且物质总量大小上根系浸出物和对应的释放速率趋势具有一致性,TP<TN<多糖<氨基酸<DOC。在研究中还检测出在CW-MFC研究中鲜有关注的产电菌属丛毛菌属（Comamonas）,以及存在于高COD浓度厌氧条件下的Cloacibacillus菌属。
任龙飞[9]（2019）在《新型选择性渗透萃取膜的制备及其在萃取式膜生物反应器中的应用研究》文中研究说明近年来,水环境中以苯酚高盐废水为代表的难降解有机高盐废水排放量日益增加。苯酚是重要的工业原材料,也是世界卫生组织认定的3类致癌物,对水生动植物、人类的健康危害显着。高盐条件下,苯酚处理常用的物理-化学法、膜分离法、生物处理法等普遍面临分离精度低、降解难度大、二次污染加剧等风险。集渗透萃取膜和污染物降解菌为一体的萃取式膜生物反应器（extractive membrane bioreactor,EMBR）是处理苯酚高盐废水的有效途径。EMBR中选择性渗透萃取膜将废水和微生物完全隔开:在浓度差驱动下,废水中的苯酚可通过溶解-扩散机理透过膜,被微生物降解;而盐离子不能透过膜,不会影响微生物代谢活性,从而实现高盐废水中苯酚的高效分离、回收与降解。然而传统内置式EMBR（采用硅橡胶管式膜）受膜材料传质阻力大、传质系数低、生物膜过度附着等限制,其研究、应用、推广并不顺利。针对上述问题,该研究以硅橡胶管式膜的主要成分聚二甲基硅氧烷（polydimethylsiloxane,PDMS）为功能性高分子材料,经高压静电纺丝制备新型高通量选择性渗透萃取膜,提高苯酚的跨膜传质系数;构建新型外置式EMBR,隔绝微生物与膜的接触,从根本上解决膜污染问题。具体的研究结论如下:1)使用硅橡胶管式膜和普通活性污泥组建的传统内置式EMBR可处理苯酚高盐废水。探究了不同废水循环流量对苯酚渗透萃取和盐离子截留的影响,研究结果表明废水循环流量为1.8 L h-1、微生物单元HRT为48小时,最适合苯酚高盐废水的分离与降解。随苯酚高盐废水(氯化钠浓度35.0 g L-1)中苯酚浓度的提高(1.0至5.0g L-1),渗透萃取过膜的苯酚浓度逐渐从55.6提高至273.9 mg L-1,同时氯化钠截留率高于99.97%。研究表明在最优条件下,硅橡胶管式膜的苯酚平均跨膜传质系数为1.29×10-7 m s-1,该内置式EMBR的最大苯酚降解容量为136.9 mg L-1 d-1。2)采用高压静电纺丝技术,以PDMS为功能性高分子材料、聚甲基丙烯酸甲酯（polymethyl methacrylate,PMMA）为基质性高分子材料,以四氢呋喃（tetrahydrofuran,THF）和二甲基甲酰胺（dimethyl formamide,DMF）为复合溶剂,成功制备了静电纺丝PDMS/PMMA渗透萃取多孔膜。探究了PMMA浓度、PDMS/PMMA质量比、粘度、电压、推注流量、针头内径等一系列聚合物、纺丝液、过程参数对膜制备、膜形貌、膜纤维直径、膜孔径、膜表面粗糙度、膜表面浸润性的影响,研究结果表明膜表面粗糙度与表面水接触角呈正相关关系（R2为0.790-0.794）。该研究确定了超疏水亲有机的静电纺丝PDMS/PMMA渗透萃取多孔膜的最优制备条件为PDMS/PDMS交联剂/PMMA/THF/DMF质量比10/1/10/50/50,针头内径0.6 mm,正电压10.5 kV,负电压1.0 kV,针尖到接收器距离16 cm,推注流量1.0 mL h-1,纺丝时间500 min,温度25oC,湿度35%。所制备的膜表面水接触角162.0o,苯酚接触角0o,膜纤维直径1.28μm,膜孔径4.74μm,膜厚度78.7μm,膜表面粗糙度5.8μm。3)以超疏水亲有机的静电纺丝PDMS/PMMA渗透萃取多孔膜为膜材料构建无微生物的EMBR（即膜芳香烃回收系统,membrane aromatic recovery system,MARS）,实现了苯酚高盐废水的原位分离。探究了不同水力条件、温度、pH对苯酚渗透萃取和盐离子截留的影响,发现废水流量0.90 L h-1、接收液流量1.26 L h-1是苯酚分离的最优水力条件,较高废水温度（40oC）和较低废水pH（2.5）也有助于提高苯酚的分离回收率。当废水中苯酚从2.0提高至10.0 g L-1时,苯酚的渗透萃取浓度逐步从427.4提高至2386.4 mg L-1,24小时后回收率稳定在21.2-23.9%;而当氯化钠浓度逐步从10.0提高至50.0 g L-1时,盐离子截留率稳定在99.96%以上,未受影响。在不使用NaOH、HCl等萃取剂的情况下,静电纺丝PDMS/PMMA膜的苯酚平均跨膜传质系数为6.7×10-7 m s-1。膜吸附-膜内扩散-膜脱附的分离机理,规避了传统膜分离中膜孔堵塞等问题,3个周期内,膜形貌、膜表面官能团、膜分离效果均保持稳定。4)以超疏水亲有机的静电纺丝PDMS/PMMA渗透萃取多孔膜为膜材料,以驯化后的活性污泥为微生物,构建新型外置式EMBR,实现了苯酚高盐废水的原位分离与降解。外置式膜构型将膜与微生物隔离,生物膜过度生长问题不复存在。探究了外置式EMBR的最优水力条件,研究结果表明当废水、营养液流量均为0.188 L h-1时,苯酚的渗透萃取量适中,避免了微生物的碳源不足或过量。废水中苯酚浓度从2.5增加至20.0 g L-1时,渗透萃取进入微生物单元的苯酚浓度从14.1提高至290.7mg L-1;且盐离子截留率稳定。32天运行中,苯酚和氨氮去除率分别为99.2%-100%和30.4%-83.6%,最大苯酚降解容量为290.7 mg L-1 d-1。随进水中苯酚、氨氮及其代谢产物的去除,生物毒性（以发光细菌发光强度计）去除率显着升高,缓解了进水对微生物的抑制毒害作用。随废水中苯酚浓度的提高,驯化后的活性污泥释放的胞外聚合物中蛋白质含量逐步从5.76提高至16.12 mg gSS-1,多糖含量逐步从18.22降低至4.19 mg gSS-1,释放总量从23.98略微降低至20.31 mg gSS-1。可见,在毒性抵御、吸附传质等方面,蛋白质作用更为明显。与此同时,活性污泥中微生物群落逐渐演替为变形菌门和螺旋体菌门为主的结构。低浓度苯酚促进了phe、amoA、narG和nirS基因的扩增,而高浓度苯酚抑制了上述基因的扩增。该研究阐明了外置式EMBR中苯酚主要作为碳源被反硝化菌等异养菌消耗、降解。5)通过添加热塑性聚氨酯（thermoplastic polyurethane,TPU）对静电纺丝PDMS/PMMA渗透萃取多孔膜改性,制备了改性TPU/PDMS/PMMA静电纺丝渗透萃取复合膜。探究了TPU投加量对膜机械强度、膜形貌、膜孔径、膜表面浸润性等性能的影响。研究结果表明添加TPU后,膜上氢键、纤维束结构、点结合结构增多,膜由多层结构趋于单层结构,有效改善了膜机械强度。当TPU/PDMS/PMMA质量比为3/4/1时,所制备膜与未添加TPU的膜相比,膜孔径减小42.4%、膜厚度减小68.0%、抗拉强度提高637.5%、断裂延伸率提高89.9%。同时,膜表面的氯化钠溶液接触角约143.4o、苯酚接触角约0o。与未添加TPU时相比,膜表面疏水性略有降低,但苯酚吸附性显着增强,对应的24小时内苯酚跨膜传质系数提高至7.3×10-7 m s-1,苯酚回收率提高至24.9%,盐离子截留率降低至99.86%。6)采用相转化技术,对静电纺丝PDMS/PMMA渗透萃取多孔膜改性,制备改性PDMS/PMMA静电纺丝-相转化渗透萃取复合膜。改性复合膜表面类似相转化PDMS层,截面为均匀分布的静电纺丝PDMS/PMMA和相转化PDMS层。随相转化PDMS层厚度的增加,改性复合膜的机械强度显着提高。与未改性膜相比,改性复合膜表面疏水性（水接触角116.7o）和亲有机性（苯酚接触角93.0o）显着降低。但改性复合膜较强的苯酚吸附能力和疏水表面,保证了苯酚的高效渗透萃取和盐离子的高效截留。该研究发现废水HRT为8小时、生物反应器进水HRT为24小时,苯酚的分离与降解效率最高:当废水中苯酚浓度从2.5增加至10.0 g L-1时,渗透萃取的苯酚浓度从77.5增加至508.9 mg L-1,苯酚降解率稳定在96.7%-100%,最大苯酚降解容量为508.9 mg L-1 d-1。改性复合膜用于内置式EMBR时,其生物膜厚度始终小于10μm,且水冲洗即可基本去除全部生物膜。该研究制备的超疏水亲有机静电纺丝PDMS/PMMA渗透萃取多孔膜具有传质阻力小、传质路径短、传质系数高等优势。溶解-扩散分离机理和外置式膜构型,规避了膜孔堵塞和生物膜附着等膜污染问题,膜稳定性显着改善。基于功能性高分子和相转化的膜改性,进一步提高了静电纺丝渗透萃取膜的机械强度和传质效率,进一步扩展了EMBR的膜选择范围和应用范围。新型静电纺丝渗透萃取膜及其在EMBR中处理苯酚高盐废水的研究拓展了静电纺丝膜和EMBR的研究领域,完善了静电纺丝膜和EMBR的研究体系,为有机高盐废水处理提供了高效便捷的处理方案,为有机污染物的回收及资源化提供了安全可靠的技术方法,有助于缓解我国水环境中有机高盐废水污染问题,有助于保障我国水资源的可持续利用。
许斌[10]（2019）在《天然电化学活性产物应用于微生物燃料电池研究》文中研究指明微生物燃料电池（MFCs）是一种利用微生物将有机物质中贮藏的化学能转化成电能的电化学装置。随着研究的不断深入,微生物燃料电池在生物发电以及废水处理等领域有了广泛的应用与发展。在微生物燃料电池的开发利用中,提升微生物燃料电池染料脱色效率以及生物产电能力始终是如今研究的重点。电子中介体,又称为氧化还原中间物（RMs）,是能够可逆的在氧化态与还原态之间转化的媒介物质,在这一过程中不断的吸收和放出电子,从而实现加速电子传递的效果。早期的电子中介体的研究对象主要为人工合成化合物,从化学结构来说为苯环结构上具有羟基（-OH）和氨基（-NH2）的单环或者多环芳香族,但是存在生物相容性较差,生物毒性影响较为明显的劣势;现阶段的电子中介体的研究主要着力于自然界天然物质的萃取物,因为生物毒性较低具有较好的生物相容性,并且由于在自然界来源广泛,因此被认为具有深远的研究价值。基于天然萃取物作为电子中介体在自然界的广泛性,本论文选择三种自然界中丰富抗氧化来源的天然电化学活性物质作为不同的电子中介体的来源,通过高效的固-液萃取以及分离,得到具有丰富电化学活性的天然萃取物并将其应用于微生物燃料电池中,系统的分析天然萃取物作为电子中介体的正相关、选择性相关与负相关的电子梭效应。主要研究内容包括:1.花青素作为自然界中植物鲜艳颜色的重要来源之一,因为具有优秀的抗氧化能力而被人们所熟知。本研究选择三种富含花青素的天然物（黑枸杞、蝶豆花和蓝莓干）作为研究对象,以甲醇/纯水/醋酸（85:15:0.5）为萃取溶剂进行有机萃取。在超声辅助的条件下,萃取效率进一步提升。离心取上层萃液进行冷冻干燥后研磨得到萃取物粉末。循环伏安法扫描、抗氧化能力测定以及总酚含量测定结果都表明三种富含花青素的天然物中,黑枸杞萃取物具有最明显的氧化还原峰,最显着的抗氧化能力以及最高的总酚含量,其次是蝶豆花与蓝莓干。萃取物应用于微生物燃料电池中的电子梭效应结果也表明电子中介体的添加能够显着的增强微生物燃料电池的生物产电效率,并且促进效果与电子梭效应呈现正相关关系。以ATP的合成作为检测标志物,探索电子中介体直接作用于微生物的电子梭效应机理。结果表明电化学活性物质作为电子中介体对于微生物的直接作用,很有可能是能够加速细胞膜表面的电子传递,促进细胞膜的跨膜运输效率,参与了细胞的电子传递链过程。2.菌藻共生是自然界常见的物种共生体系。菌藻之间的相互作用显着的影响菌与藻在共生体系中的营养摄取以及新陈代谢。本研究选择小球藻为研究对象,研究小球藻处于生长不同时间段的胞外代谢物的氧化还原能力,从而探索菌藻共生体系中藻自产代谢物作为刺激生物产电的电子中介体的可能性。与生长周期相关的胞外代谢物经过循环伏安法扫描以及抗氧化能力检测,结果表明处于指数生长末期（10天-15天）的藻类胞外代谢物具有显着的氧化还原能力及抗氧化能力。将具有显着的氧化还原能力的小球藻胞外代谢物添加入不同的混菌微生物燃料电池中,在电功率密度分析以及交流阻抗测定结果中显现出选择性刺激作用。通过对不同混菌微生物燃料电池进行菌相分析,结果可知具有更丰富的多样性以及更强均匀性的电池体系更有可能被电子中介体所刺激作用。3.茶是中国的传统饮品之一,从发酵程度上来区分可以分为绿茶、黄茶、白茶以及红茶等。茶饮品中由于富含有丰富的抗氧化成分而被认为是日常生活中具有保健功效的天然饮品。其中,绿茶因为没有经过发酵而保留了最丰富的的多酚类以及醇类物质。本研究选择天然绿茶为研究对象,选择纯水以及80%甲醇两种萃取溶剂对绿茶进行萃取,研究所得的萃取物应用于微生物燃料电池中的电子梭效应。循环伏安法扫描结果可以看出水萃取得到的萃液相比较于甲醇萃取,具有更显着的氧化还原峰。将两种萃取物分别应用于两种不同的微生物燃料电池中,结果发现对电池的电功率密度都发生了显着的抑制作用,且甲醇萃取物的抑制程度要远大于纯水萃取物。对于二者的HPLC成分分析结果表明,由于萃取溶剂不同导致萃取物中的组成成分（例如:没食子酸和EGCG）有较大的含量区别。对于加入毒性较强的甲醇萃取物前后微生物燃料电池的菌相分析比较发现,加入添加物后,菌相多样性显着降低,均匀度也显着降低,初始菌相发生了剧烈的变化。
二、一种直接从生物膜中萃取细胞外高分子有机物的方法（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、一种直接从生物膜中萃取细胞外高分子有机物的方法（论文提纲范文）
（1）污泥EPS高值、高效提取与回收技术发展趋势（论文提纲范文）
| 1 引言(Introduction) |
| 2 EPS含量与成分差异(Proportions and components of EPS) |
| 3 典型EPS提取方法(Conventional EPS extraction methods) |
| 3.1 方法评价 |
| 3.2 方法优化 |
| 4 EPS提“纯”策略(Strategies for high purified EPS) |
| 4.1 基于单一目标产物回收 |
| 4.1.1 胞外多糖(PS) |
| 4.1.2 胞外蛋白(PN) |
| 4.2 基于多目标产物回收 |
| 4.2.1 分级提取 |
| 4.2.2 膜分离法 |
| 5 高EPS含量策略(Strategies for high EPS composition) |
| 5.1 本底增量 |
| 5.1.1 进水基质 |
| 5.1.2 营养物负荷(C/N与C/P) |
| 5.1.3 运行参数 |
| 5.1.4 优势菌属 |
| 5.2 协同效应 |
| 5.3 小结 |
| 6 瓶颈与前景(Bottleneck and outlook) |
| 7 结论(Conclusions) |
（2）产电细菌及碳/铁基导电材料促进微生物电子传递强化发酵联产氢气和甲烷研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 前言 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 生物氢烷气的研究意义 |
| 1.2 微生物发酵制氢机理及电子传递强化 |
| 1.2.1 微生物发酵制氢气的反应机理 |
| 1.2.2 产氢菌NADH平衡调控及电子传递强化 |
| 1.3 微生物发酵制甲烷机理及电子传递强化 |
| 1.3.1 微生物发酵制甲烷的反应机理 |
| 1.3.2 产甲烷菌群种间电子传递机制与比较 |
| 1.4 本文的研究目的和内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 实验设备与方法 |
| 2.1 菌种的分离和培养 |
| 2.1.1 纯菌培养基的配制 |
| 2.1.2 纯菌培养方法 |
| 2.1.3 混合菌种培养基的配制 |
| 2.1.4 混合菌种的分离和富集 |
| 2.2 实验设备 |
| 2.2.1 微生物发酵产气系统 |
| 2.2.2 其他实验设备 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 生物质成分测试方法 |
| 2.3.2 微生物及导电材料微观理化表征 |
| 2.3.3 溶解性成分测试方法 |
| 2.3.4 微生物氢酶、电子传递系统活性及NAD(H/~+)含量测试方法 |
| 2.3.5 微生物电化学测试方法 |
| 2.3.6 微生物胞外聚合物的提取与表征方法 |
| 2.3.7 微生物群落结构分析及功能预测方法 |
| 2.3.8 气相成分和液相代谢产物测试方法 |
| 2.3.9 发酵产气及底物代谢的数据分析与计算 |
| 3 产电细菌与产氢细菌组成互营产氢体系的电子传递机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方案 |
| 3.2.1 金属还原地杆菌、混合产氢菌种及细胞色素c材料 |
| 3.2.2 暗发酵产氢 |
| 3.3 金属还原地杆菌及其胞外聚合物促进暗发酵产氢 |
| 3.3.1 金属还原地杆菌与产氢菌不同接种比下的发酵产氢性能 |
| 3.3.2 金属还原地杆菌及其多层胞外聚合物对暗发酵产氢影响 |
| 3.4 金属还原地杆菌及其胞外聚合物对产氢菌的胞内代谢影响 |
| 3.4.1 产氢菌的氢酶活性 |
| 3.4.2 产氢菌的电子传统系统活性 |
| 3.4.3 产氢菌的NAD(H/~+)水平 |
| 3.5 金属还原地杆菌及其胞外聚合物提升产氢系统电化学性能 |
| 3.6 金属还原地杆菌及其胞外聚合物对产氢菌群结构的影响 |
| 3.7 金属还原地杆菌胞外聚合物的三维荧光光谱分析 |
| 3.8 细胞色素c促进暗发酵产氢 |
| 3.9 金属还原地杆菌与产氢菌互营代谢促进暗发酵产氢机理 |
| 3.10 本章小结 |
| 4 产电细菌与甲烷古菌互营产甲烷:生物膜成分与电化学性能 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方案 |
| 4.2.1 菌种及材料 |
| 4.2.2 硫还原地杆菌与甲烷八叠球菌共培养产甲烷 |
| 4.3 外源碳毡和电刺激下共培养体系产气性能 |
| 4.4 外源碳毡和电刺激下共培养体系生物膜的微观形貌 |
| 4.5 外源碳毡和电刺激下共培养体系电化学性能的响应机制 |
| 4.5.1 碳毡生物膜的电化学性能 |
| 4.5.2 悬浮液的电化学性能 |
| 4.6 外源碳毡和电刺激对共培养体系胞外聚合物的影响 |
| 4.6.1 碳毡生物膜胞外聚合物的三维荧光光谱分析 |
| 4.6.2 碳毡生物膜胞外聚合物中多糖浓度变化 |
| 4.6.3 悬浮液胞外聚合物的三维荧光光谱分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 沸石咪唑酯骨架衍生多孔碳促进发酵产甲烷的电子传递 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方案 |
| 5.2.1 沸石咪唑酯骨架及其衍生多孔碳材料的制备 |
| 5.2.2 厌氧发酵菌种 |
| 5.2.3 厌氧发酵产甲烷 |
| 5.3 沸石咪唑酯骨架及其衍生多孔碳材料的微观表征 |
| 5.4 沸石咪唑酯骨架衍生多孔碳促进乙醇发酵产甲烷 |
| 5.5 沸石咪唑酯骨架衍生多孔碳提升产甲烷系统的电化学性能 |
| 5.6 多孔碳弱化纳米导线/血红素蛋白介导的种间直接电子传递 |
| 5.7 多孔碳强化氧化还原胞外聚合物介导的种间间接电子传递 |
| 5.7.1 胞外聚合物的三维荧光光谱分析 |
| 5.7.2 胞外聚合物的红外光谱分析 |
| 5.7.3 胞外聚合物的电化学性能变化 |
| 5.8 沸石咪唑酯骨架衍生多孔碳对菌群结构的影响 |
| 5.9 沸石咪唑酯骨架衍生多孔碳促进微生物种间电子传递机理 |
| 5.10 本章小结 |
| 6 磁铁矿纳米颗粒促进产氢菌及产甲烷菌电子传递 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验方案 |
| 6.2.1 发酵细菌及磁铁矿纳米颗粒 |
| 6.2.2 第一阶段暗发酵产氢 |
| 6.2.3 第二阶段厌氧发酵产甲烷 |
| 6.3 磁铁矿纳米颗粒促进第一阶段暗发酵产氢 |
| 6.3.1 磁铁矿纳米颗粒对产气肠杆菌的细胞微观形貌影响 |
| 6.3.2 磁铁矿纳米颗粒对产气肠杆菌的产氢路径和氢酶活性影响 |
| 6.3.3 磁铁矿纳米颗粒促进产气肠杆菌的胞内电子传递 |
| 6.3.4 磁铁矿纳米颗粒促进产气肠杆菌发酵产氢 |
| 6.4 磁铁矿纳米颗粒促进第二阶段厌氧发酵产甲烷 |
| 6.4.1 磁铁矿纳米颗粒促进产氢尾液厌氧发酵产甲烷 |
| 6.4.2 磁铁矿纳米颗粒对产甲烷菌电子传递能力及胞外聚合物影响 |
| 6.4.3 磁铁矿纳米颗粒对产甲烷菌群结构的影响 |
| 6.4.4 产甲烷代谢功能分析 |
| 6.5 磁铁矿纳米颗粒促进发酵联产氢气和甲烷机理 |
| 6.6 两阶段发酵联产氢气和甲烷的能量转化效率 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 产电细菌与纳米磁铁矿杂化体系促进生物质联产氢气和甲烷 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验方案 |
| 7.2.1 水花生原料及发酵菌种 |
| 7.2.2 水花生原料发酵产氢/产甲烷实验 |
| 7.2.3 地杆菌-磁铁矿纳米颗粒杂化体系的制备 |
| 7.2.4 地杆菌-磁铁矿纳米颗粒杂化体系促进水花生发酵联产氢气和甲烷 |
| 7.3 水花生原料成分及发酵产气性能 |
| 7.3.1 水花生原料成分随收获月份的变化规律 |
| 7.3.2 不同月份收获的水花生发酵产氢性能 |
| 7.3.3 发酵产氢尾液联产甲烷性能 |
| 7.3.4 不同月份收获的水花生单阶段发酵产甲烷性能 |
| 7.3.5 不同月份收获的水花生发酵产气的能量转化效率 |
| 7.4 地杆菌-磁铁矿纳米颗粒杂化体系表征 |
| 7.4.1 地杆菌-磁铁矿纳米颗粒杂化体系的表观形貌 |
| 7.4.2 地杆菌-磁铁矿纳米颗粒杂化体系的电化学性能 |
| 7.5 地杆菌-磁铁矿纳米颗粒杂化体系提升水花生发酵产气性能 |
| 7.6 本章小结 |
| 8 全文总结 |
| 8.1 全文总结 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 工作不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（3）从活性污泥胞外聚合物中回收类藻酸盐（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1.研究背景 |
| 1.2.研究思路 |
| 1.3.研究路线 |
| 第2章 污泥EPS高值/高效提取/回收技术发展趋势 |
| 2.1.前言 |
| 2.2.EPS含量与成分差异 |
| 2.3.典型EPS提取方法 |
| 2.3.1.方法评价 |
| 2.3.2.方法优化 |
| 2.4.EPS提“纯”策略 |
| 2.4.1.基于单一目标产物回收 |
| 2.4.2.基于多目标产物回收 |
| 2.5.高EPS含量策略 |
| 2.5.1.本底增量 |
| 2.5.2.协同效应 |
| 2.5.3.小结 |
| 2.6.瓶颈与前景 |
| 2.7.本章小结 |
| 第3章 活性污泥类藻酸盐物质提取、成分、性质及其与细菌关系 |
| 3.1.前言 |
| 3.2.材料与方法 |
| 3.3.结果与讨论 |
| 3.3.1.ALE提取量 |
| 3.3.2.ALE藻酸盐含量 |
| 3.3.3.ALE成分与含量 |
| 3.3.4.性质分析 |
| 3.4.影响因素及相关机理 |
| 3.4.1.进水负荷 |
| 3.4.2.营养基质(C/N/P) |
| 3.4.3.微生物影响 |
| 3.5.本章小结 |
| 第4章 活性污泥类藻酸盐物质富集培养与机理分析 |
| 4.1.前言 |
| 4.2.材料与方法 |
| 4.3.结果与讨论 |
| 4.3.1.碳源 |
| 4.3.2.进水负荷(OLR) |
| 4.3.3.营养基质C/N |
| 4.3.4.运行温度 |
| 4.3.5.SRT |
| 4.4.本章小结 |
| 第5章 表面活性剂强化污泥类藻酸盐物质提取量研究 |
| 5.1.前言 |
| 5.2.材料与方法 |
| 5.3.结果与讨论 |
| 5.3.1.阴离子型SDS |
| 5.3.2.阳离子型CTAB |
| 5.3.3.非离子型Triton X-100 |
| 5.3.4.小结 |
| 5.4.提取量增加并纯化机理分析 |
| 5.4.1.增溶分散 |
| 5.4.2.相似相溶 |
| 5.4.3.基团结合 |
| 5.5.本章小结 |
| 第6章 结论与建议 |
| 6.1.结论 |
| 6.2.建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的主要学术论文 |
（4）电化学强化生物反硝化对煤热解废水中硝态氮的去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题的研究背景 |
| 1.1.1 煤热解在新型煤化工产业中的地位 |
| 1.1.2 废水的处理制约了煤热解产业发展 |
| 1.1.3 煤热解废水中污染物的处理现状 |
| 1.1.4 氮元素在煤热解废水中的处理过程及存在的不足 |
| 1.2 生物电化学阴极还原研究进展 |
| 1.2.1 微生物电解池的发展 |
| 1.2.2 生物阴极还原硝态氮的应用研究 |
| 1.3 硝酸盐还原型二价铁氧化菌的研究 |
| 1.3.1 硝酸盐还原型二价铁氧化菌的研究进展 |
| 1.3.2 环境领域中硝酸盐还原型二价铁氧化菌的应用 |
| 1.4 铁碳微电解应用于煤热解废水中硝态氮去除的可行性分析 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.5.1 课题的来源 |
| 1.5.2 课题的研究目的和意义 |
| 1.5.3 课题研究的内容及技术路线 |
| 第2章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器与试剂 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 外电压电解强化微生物对煤热解废水中硝态氮的去除试验 |
| 2.2.2 铁阳极电场强化微生物去除煤热解废水中硝态氮的研究 |
| 2.2.3 铁碳微电解耦合微生物工艺对废水中硝态氮的强化去除试验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 常规水质指标测定方法 |
| 2.3.2 胞外聚合物的提取与测定 |
| 2.3.3 活性污泥的表征 |
| 2.3.4 电化学指标的测定和计算 |
| 2.3.5 16S rDNA高通量测序方法 |
| 2.3.6 微生物群落结构分析与计算 |
| 第3章 外电压电解强化微生物对煤热解废水中硝态氮的阴极还原 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 外电压电解强化微生物去除COD、TN的影响因素 |
| 3.2.1 外电压电解强化微生物处理煤热解废水装置的启动 |
| 3.2.2 电导率对COD、TN去除效能的影响 |
| 3.2.3 pH对 COD、TN去除效能的影响分析 |
| 3.2.4 电压对COD、TN去除效能的影响 |
| 3.3 不同电压下氮元素的转化特征 |
| 3.4 不同电压对污泥的特性影响 |
| 3.5 电化学指标的测定与分析 |
| 3.5.1 电流密度和库伦效率在运行过程中的变化情况 |
| 3.5.2 电极生物膜的特性 |
| 3.6 微生物种群结构分析 |
| 3.6.1 α与β多样性分析 |
| 3.6.2 电压对微生物群落结构的影响 |
| 3.7 电压对微生物反硝化过程中功能基因编码酶的影响分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 铁阳极电场强化微生物去除煤热解废水中硝态氮的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 铁阳极电场强化微生物运行过程的污染物去除效能 |
| 4.2.1 运行过程中COD的去除变化 |
| 4.2.2 铁阳极电场强化微生物去除TN效果的研究 |
| 4.2.3 铁离子的渗出浓度变化分析 |
| 4.3 铁阳极电场强化微生物对反硝化过程的影响 |
| 4.4 铁阳极电场对微生物的作用 |
| 4.4.1 生成铁氧化物的分析 |
| 4.4.2 铁阳极作用下污泥特性的分析 |
| 4.4.3 阴极循环伏安测定分析 |
| 4.5 铁阳极电场对微生物群落结构演替的影响研究 |
| 4.5.1 铁阳极电场对微生物样本间差异性的影响 |
| 4.5.2 微生物群落结构分析 |
| 4.6 铁阳极电场强化微生物对煤热解废水中硝态氮的去除路径 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 铁碳微电解耦合微生物工艺对煤热解废水中硝态氮的强化去除 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 铁碳微电解耦合微生物处理煤热解废水的工艺条件研究 |
| 5.2.1 铁碳材料投加量的测定 |
| 5.2.2 环境温度的影响 |
| 5.2.3 进水pH的影响 |
| 5.3 铁碳微电解在煤热解废水处理过程中的作用研究 |
| 5.3.1 铁碳微电解过程对废水中氮元素的转化影响 |
| 5.3.2 反应器运行过程中的铁离子浓度变化 |
| 5.4 特征污染物对铁碳微电解耦合微生物工艺的影响研究 |
| 5.4.1 硝态氮去除过程中特征污染物的降解情况 |
| 5.4.2 特征污染物对硝态氮去除的速率影响 |
| 5.5 铁碳微电解对污泥特性的影响 |
| 5.5.1 铁碳材料对污泥EPS的影响 |
| 5.5.2 污泥形态的分析 |
| 5.6 铁碳微电解对微生物群落结构、种间关系的影响分析 |
| 5.6.1 微生物群落结构分析 |
| 5.6.2 微生物共现性网络分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（5）一体式农村污水处理设备填料性能及抗生素去除研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 农村污水特点及处理现状 |
| 1.2.1 水量水质的特点 |
| 1.2.2 农村污水处理与排放现状 |
| 1.2.3 农村污水处理技术 |
| 1.3 MBBR工艺及其发展组合工艺 |
| 1.3.1 MBBR工艺特点 |
| 1.3.2 MBBR与 MBR组合工艺 |
| 1.3.3 MBBR工艺的生物填料 |
| 1.4 农村污水中的抗生素分类及处理现状 |
| 1.4.1 抗生素及其分类 |
| 1.4.2 农村污水中抗生素的危害 |
| 1.4.3 农村污水中抗生素的处理现状 |
| 1.5 课题研究内容及目的 |
| 1.5.1 课题研究目的 |
| 1.5.2 课题研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验装置 |
| 2.1.2 原水水质 |
| 2.1.3 膜组件 |
| 2.1.4 悬浮填料 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.3 水质分析方法 |
| 2.3.1 常规水质分析方法 |
| 2.3.2 生物量的测定 |
| 2.3.3 抗生素分析方法 |
| 3 一体化设备启动及填料挂膜 |
| 3.1 COD的处理效果 |
| 3.2 NH_4~+-N的处理效果 |
| 3.3 TN的处理效果 |
| 3.4 填料的挂膜性能比较 |
| 3.4.1 填料上生物膜的生长速率比较 |
| 3.4.2 填料上的生物膜活性 |
| 3.5 小结 |
| 4 一体化设备的填料性能研究 |
| 4.1 不同填料系统对COD的去除效果 |
| 4.2 不同填料系统对NH_4~+-N的去除效果 |
| 4.3 不同填料系统对TN的去除效果 |
| 4.4 不同填料系统的启动时间与污泥产量比较 |
| 4.5 PPC填料设备的长期运行 |
| 4.5.1 COD去除 |
| 4.5.2 NH4~+-N的去除 |
| 4.5.3 TN的去除 |
| 4.5.4 TP的去除 |
| 4.6 小结 |
| 5 农村污水处理设备中典型抗生素的去除研究 |
| 5.1 PPC填料型一体化设备对抗生素的去除 |
| 5.1.1 四环素类 |
| 5.1.2 大环内酯类 |
| 5.1.3 喹诺酮类 |
| 5.1.4 磺胺类 |
| 5.2 不同农村污水处理设备中抗生素的去除效能对比 |
| 5.2.1 常规污染物的去除对比 |
| 5.2.2 设备进水中抗生素的分析 |
| 5.2.3 设备对抗生素的去除 |
| 5.2.4 抗生素的去除与常规污染物去除相关性分析 |
| 5.2.5 不同设备出水中抗生素的生态风险评估 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 在读期间科研成果 |
（6）基于功能性载体的石化废水强化生化处理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 石化废水的来源及处理技术 |
| 1.2.1 石化废水的来源及特征 |
| 1.2.2 石化废水的处理技术 |
| 1.3 石化废水的生物处理研究现状 |
| 1.3.1 A-O工艺在石化废水中的应用 |
| 1.3.2 IFFAS工艺的发展和应用 |
| 1.3.3 IFFAS中悬浮生物载体的发展 |
| 1.4 氧化还原介体在水处理中的应用 |
| 1.4.1 微生物的胞外电子传递方式 |
| 1.4.2 氧化还原介体的研究现状 |
| 1.5 本论文的研究目的、意义、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容及技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 生物炭的制备与表征 |
| 2.1.1 生物炭制备及改性 |
| 2.1.2 生物炭表面官能团的XPS分析 |
| 2.2 悬浮生物载体的制备 |
| 2.2.1 载体生产所需原料和设备 |
| 2.2.2 悬浮载体的制备方法 |
| 2.3 实验材料 |
| 2.3.1 实验仪器设备 |
| 2.4 实验装置及分析方法 |
| 2.4.1 实验装置及操作情况 |
| 2.4.2 污泥及实验用水 |
| 2.4.3 载体表面理化性能测试 |
| 2.4.4 常规指标的测定方法 |
| 2.4.5 GC-MS分析方法 |
| 2.4.6 三维荧光分析方法 |
| 2.4.7 载体表面生物膜形貌分析 |
| 2.4.8 微生物群落结构分析 |
| 2.4.9 PICRUSt功能预测分析 |
| 3 氧化还原介体悬浮载体强化有机物去除性能的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 生物炭表面结构特性 |
| 3.3 氧化还原介体改性载体物理性能表征 |
| 3.3.1 亲水性测试 |
| 3.3.2 粗糙度测试 |
| 3.4 氧化还原介体改性载体对有机物的去除性能研究 |
| 3.4.1 氧化还原介体载体对苯酚的去除性能研究 |
| 3.4.2 氧化还原介体载体对COD的去除性能研究 |
| 3.4.3 氧化还原介体载体对促进VFAs产生的性能研究 |
| 3.4.4 氧化还原介体载体对微生物形貌的影响 |
| 3.4.5 氧化还原介体载体对微生物群落结构的影响 |
| 3.4.6 PICRUSt的微生物群落功能预测分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 氧化还原介体悬浮载体强化石化废水处理性能的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验装置及运行情况 |
| 4.3 石化废水成分分析 |
| 4.3.1 石化废水的常规指标分析 |
| 4.3.2 石化废水的特征有机物成分分析 |
| 4.4 氧化还原介体改性载体对石化废水去除性能研究 |
| 4.4.1 氧化还原介体载体对COD的去除性能研究 |
| 4.4.2 石化废水的出水三维荧光特征 |
| 4.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（7）天然龙脑基高分子复合涂层的制备与抗菌性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略语的中英文对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 抗菌材料 |
| 1.2.1 无机抗菌材料 |
| 1.2.2 有机抗菌材料 |
| 1.2.3 金属有机框架(MOFs)抗菌剂 |
| 1.3 龙脑 |
| 1.3.1 龙脑简介 |
| 1.3.2 龙脑的制备方法 |
| 1.3.3 龙脑应用 |
| 1.3.4 龙脑的改性 |
| 1.4 多功能抗菌表面的构建研究及其应用 |
| 1.4.1 抗菌表面及其影响因素 |
| 1.4.2 新型多功能抗菌表面构建 |
| 1.4.3 抗菌表面应用 |
| 1.5 本论文的研究目的及研究思路 |
| 1.6 本论文的研究内容 |
| 第二章 水性聚氨酯/丙烯酸龙脑酯核-壳涂层的制备 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 分析与表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 丙烯酸龙脑酯单体及核壳聚合物结构 |
| 2.3.2 PU/龙脑酯核壳乳胶核壳结构分析 |
| 2.3.3 PU/龙脑酯涂层上下表面结构分析 |
| 2.3.4 PU/龙脑酯涂层抑菌、抗细菌粘附性能和细胞毒性分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 龙脑基超疏水抗细菌粘附涂层的制备 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 分析与表征 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 聚丙烯酸龙脑酯结构表征 |
| 3.3.2 聚丙烯酸龙脑酯热分析 |
| 3.3.3 聚丙烯酸龙脑酯涂层表面形貌表征 |
| 3.3.4 聚丙烯酸龙脑酯涂层的超疏水及持久性研究 |
| 3.3.5 聚丙烯酸龙脑酯涂层抗细菌粘附及长效性研究 |
| 3.3.6 聚丙烯酸龙脑酯涂层的细胞毒性研究 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 龙脑基聚合物/纳米TiO_2光催化抗粘附及杀菌复合膜的制备 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.4 分析与表征 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 复合膜材料结构表征 |
| 4.3.2 复合膜材料热分析 |
| 4.3.3 复合膜材料表面形貌分析 |
| 4.3.4 复合膜材料对MB光降解研究 |
| 4.3.5 复合膜材料杀菌性能研究 |
| 4.3.6 复合膜材料抗细菌粘附性能研究 |
| 4.3.7 复合膜材料杀菌长效性研究 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 抗粘附接触式杀菌龙脑基季铵盐高分子涂层的制备 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.2.3 实验方法 |
| 5.2.4 分析与表征 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 共聚物结构分析 |
| 5.3.2 共聚物热分析 |
| 5.3.3 共聚物润湿性分析 |
| 5.3.4 共聚物的抑菌、杀菌和抗细菌粘附分析 |
| 5.3.5 共聚物细胞毒性分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 全文总结 |
| 6.2 论文的创新点 |
| 6.3 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间的研究成果 |
| 致谢 |
（8）产电型复合垂直流人工湿地对猪场废水的净化效能及其机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 能源现状 |
| 1.1.2 猪场废水的特征及危害 |
| 1.1.3 猪场废水的传统处理技术 |
| 1.2 人工湿地技术 |
| 1.2.1 人工湿地的概述 |
| 1.2.2 人工湿地系统的污染物去除机理 |
| 1.2.3 人工湿地去除污染物的影响因素 |
| 1.3 微生物燃料电池技术 |
| 1.3.1 微生物燃料电池的基本原理 |
| 1.3.2 微生物燃料电池的分类 |
| 1.3.3 微生物燃料电池的研究现状 |
| 1.3.4 湿地型-微生物燃料电池技术的研究进展 |
| 1.4 本文研究目的、意义、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究的主要内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 CW-MFC系统的构建 |
| 2.1.1 VFCW-MFC的构建 |
| 2.1.2 IVCW-MFC的构建 |
| 2.2 试验仪器和材料 |
| 2.3 系统的接种与启动 |
| 2.4 常规检测项目及方法 |
| 2.4.1 化学需氧量 |
| 2.4.2 氨氮 |
| 2.4.3 硝酸盐氮 |
| 2.4.4 总氮 |
| 2.4.5 亚硝酸盐氮 |
| 2.4.6 总磷 |
| 2.4.7 溶解氧值 |
| 2.4.8 pH值 |
| 2.5 电化学性能评价方法(电化学测试及评价方法) |
| 2.5.1 电压、电流、电流密度 |
| 2.5.2 极化曲线 |
| 2.5.3 功率和功率密度 |
| 2.5.4 库伦效率和总电荷量 |
| 2.5.5 内阻 |
| 2.6 微生物学分析和材料表征方法 |
| 2.6.1 MiSeq高通量测序技术 |
| 2.6.2 扫描电镜 |
| 第三章 产电型人工湿地的构建与效能研究 |
| 3.1 VFCW-MFC的废水处理及同步产电 |
| 3.1.1 材料与方法 |
| 3.1.2 VFCW-MFC对 COD的去除特性 |
| 3.1.3 VFCW-MFC的脱氮特征 |
| 3.1.4 VFCW-MFC的同步产电特性 |
| 3.2 IVCW-MFC的开发及性能研究 |
| 3.2.1 材料与方法 |
| 3.2.2 IVCW-MFC对 COD的去除效果 |
| 3.2.3 IVCW-MFC的强化脱氮特征 |
| 3.2.4 IVCW-MFC的同步产电特征 |
| 3.3 CW-MFC结构对污染物去除和产电的影响 |
| 3.3.1 污染物去除的差异 |
| 3.3.2 产电效能的差异 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 IVCW-MFC处理实际猪场废水研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.2 猪场废水中COD的去除特性 |
| 4.3 IVCW-MFC对猪场废水中脱氮性能的强化 |
| 4.4 IVCW-MFC对猪场废水中磷的去除 |
| 4.5 IVCW-MFC的长期产电特征 |
| 4.6 电极生物膜的形成 |
| 4.7 昼夜变化对产电的影响 |
| 4.8 外电阻变化对产电及污染物去除的影响 |
| 4.9 本章小结 |
| 第五章 IVCW-MFC微生物结构及功能微生物解析 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 样品采集 |
| 5.1.2 样品处理与检测 |
| 5.1.3 数据分析 |
| 5.2 IVCW-MFC系统中微生物群落的群落差异性分析 |
| 5.2.1 微生物群落丰度与多样性分析 |
| 5.2.2 微生物群落层次聚类分析 |
| 5.2.3 微生物群落结构分析 |
| 5.2.4 微生物群落差异性分析 |
| 5.2.5 微生物功能预测分析 |
| 5.3 季节变化的微生物群落差异性分析 |
| 5.3.1 微生物群落丰度与多样性分析 |
| 5.3.2 微生物群落结构及差异性分析 |
| 5.3.3 微生物功能预测分析 |
| 5.4 产电功能菌属分析 |
| 5.5 污染物去除功能菌属分析 |
| 5.6 微生物群落演替与环境互作分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 植物对IVCW-MFC净化猪场废水及同步产电的影响研究 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 装置运行 |
| 6.1.2 根系分泌物分析 |
| 6.2 不同植物对猪场废水的净化效果 |
| 6.2.1 DO浓度分布差异 |
| 6.2.2 根系分泌物特性分析 |
| 6.2.3 COD去除效果 |
| 6.2.4 氮去除效果 |
| 6.3 不同植物对IVCW-MFC系统的产电性能影响 |
| 6.4 不同植物IVCW-MFC系统的微生物群落结构解析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 本文主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（9）新型选择性渗透萃取膜的制备及其在萃取式膜生物反应器中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 有机高盐废水 |
| 1.2.1 有机高盐废水污染现状 |
| 1.2.2 有机高盐废水污染来源 |
| 1.2.3 有机高盐废水污染危害 |
| 1.3 有机高盐废水处理方法 |
| 1.3.1 物理-化学法 |
| 1.3.2 膜分离法 |
| 1.3.3 生物处理法 |
| 1.3.4 膜芳香烃回收系统 |
| 1.3.5 萃取式膜生物反应器 |
| 1.4 萃取式膜生物反应器(EMBR) |
| 1.4.1 EMBR简介 |
| 1.4.2 EMBR影响因素 |
| 1.4.3 EMBR研究进展 |
| 1.4.4 EMBR问题 |
| 1.5 静电纺丝技术 |
| 1.5.1 静电纺丝技术简介 |
| 1.5.2 静电纺丝影响因素 |
| 1.5.3 超疏水静电纺丝膜发展现状 |
| 1.5.4 超疏水静电纺丝膜在EMBR中的应用 |
| 1.6 本课题的来源、目的、意义、研究内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目的、意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 技术路线图 |
| 第二章 传统硅橡胶管式膜萃取式膜生物反应器传质分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验药品与仪器 |
| 2.2.2 实验装置 |
| 2.2.3 膜性能表征 |
| 2.2.4 条件优化 |
| 2.2.5 苯酚分离实验 |
| 2.2.6 苯酚降解实验 |
| 2.2.7 苯酚传质系数计算 |
| 2.2.8 化学分析 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 硅橡胶管式膜表征 |
| 2.3.2 运行条件优化 |
| 2.3.3 苯酚高盐废水的分离 |
| 2.3.4 苯酚高盐废水的降解 |
| 2.3.5 苯酚高盐废水的毒性去除 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 静电纺丝PDMS/PMMA渗透萃取膜的制备 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 实验药品与仪器 |
| 3.2.2 静电纺丝液制备 |
| 3.2.3 纺丝液性能表征 |
| 3.2.4 静电纺丝膜制备 |
| 3.2.5 静电纺丝膜表征 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 PMMA浓度对膜性能的影响 |
| 3.3.2 PDMS浓度对膜性能的影响 |
| 3.3.3 电压对膜性能的影响 |
| 3.3.4 推注速度对膜性能的影响 |
| 3.3.5 针头内径对膜性能的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 静电纺丝PDMS/PMMA渗透萃取膜在膜芳香烃回收系统中的应用研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 实验药品与仪器 |
| 4.2.2 膜材料制备 |
| 4.2.3 膜材料表征 |
| 4.2.4 MARS实验装置 |
| 4.2.5 流量影响 |
| 4.2.6 污染物浓度影响 |
| 4.2.7 pH、温度影响 |
| 4.2.8 膜污染分析 |
| 4.2.9 传质系数计算 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 膜性能表征 |
| 4.3.2 不同流量对苯酚分离的影响 |
| 4.3.3 不同苯酚浓度对苯酚分离的影响 |
| 4.3.4 不同氯化钠浓度对苯酚分离的影响 |
| 4.3.5 不同pH、温度对苯酚分离的影响 |
| 4.3.6 长期MARS运行 |
| 4.3.7 膜稳定性评价 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 静电纺丝PDMS/PMMA渗透萃取膜在外置式萃取式膜生物反应器中的应用研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 实验药品与仪器 |
| 5.2.2 实验装置 |
| 5.2.3 废水及营养液 |
| 5.2.4 化学分析 |
| 5.2.5 毒性去除分析 |
| 5.2.6 微生物响应分析 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 EMBR条件优化 |
| 5.3.2 不同阶段中的苯酚分离 |
| 5.3.3 不同阶段中的苯酚降解 |
| 5.3.4 不同阶段中的氨氮去除 |
| 5.3.5 不同阶段中的TOC去除 |
| 5.3.6 不同阶段中的毒性去除 |
| 5.3.7 不同阶段中的胞外聚合物变化 |
| 5.3.8 不同阶段中的微生物群落结构变化 |
| 5.3.9 不同阶段中的功能基因变化 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 改性TPU/PDMS/PMMA静电纺丝渗透萃取复合膜的制备及应用研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.2.1 实验药品与仪器 |
| 6.2.2 改性膜制备 |
| 6.2.3 改性膜静电纺丝液表征 |
| 6.2.4 改性膜表征 |
| 6.2.5 改性膜应用研究 |
| 6.3 实验结果与讨论 |
| 6.3.1 改性膜表面形貌 |
| 6.3.2 改性膜机械强度 |
| 6.3.3 改性膜成分分析 |
| 6.3.4 改性膜浸润性分析(静态接触角) |
| 6.3.5 改性膜浸润性分析(滚动角) |
| 6.3.6 改性膜浸润性分析(吸附能力) |
| 6.3.7 改性膜苯酚分离效果分析 |
| 6.3.8 改性膜稳定性分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 改性PDMS/PMMA静电纺丝-相转化渗透萃取复合膜的制备及应用研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验方法 |
| 7.2.1 实验药品与仪器 |
| 7.2.2 改性复合膜制备 |
| 7.2.3 改性复合膜表征 |
| 7.2.4 改性复合膜应用研究 |
| 7.3 实验结果与讨论 |
| 7.3.1 改性复合膜机械强度 |
| 7.3.2 改性复合膜厚度优化 |
| 7.3.3 改性复合膜表面形貌 |
| 7.3.4 改性复合膜成分分析 |
| 7.3.5 改性复合膜浸润性分析 |
| 7.3.6 改性复合膜表面粗糙度分析 |
| 7.3.7 HRT对苯酚分离效果分析 |
| 7.3.8 改性复合膜苯酚分离效果分析 |
| 7.3.9 改性复合膜苯酚降解效果分析 |
| 7.3.10 改性复合膜生物膜附着分析 |
| 7.3.11 改性复合膜膜清洗分析 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 主要的创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间发表论文、申请专利及获奖情况 |
（10）天然电化学活性产物应用于微生物燃料电池研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 论文研究背景 |
| 1.2 微生物燃料电池概述 |
| 1.2.1 微生物燃料电池的分类 |
| 1.2.2 微生物燃料电池的多元化应用 |
| 1.3 微生物燃料电池产电机理 |
| 1.3.1 产电机理讨论 |
| 1.3.2 提升MFC生物产电的方式 |
| 1.4 电子中介体概述 |
| 1.4.1 人工合成化合物作为电子中介体 |
| 1.4.2 天然腐殖物作为电子中介体 |
| 1.5 电子中介体的多元化应用 |
| 1.5.1 应用于微生物燃料电池促进废水处理及生物发电 |
| 1.5.2 应用于染料敏化太阳能电池提高能量转换效率 |
| 1.5.3 应用于电化学传感提高灵敏度 |
| 1.6 论文研究内容和意义 |
| 1.7 论文结构介绍 |
| 参考文献 |
| 第二章 富含花青素的天然萃取物应用于生物产电的电子梭效应研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料与仪器 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 氧化还原介导能力分析 |
| 2.3.2 抗氧化能力分析 |
| 2.3.3 总酚含量结果分析 |
| 2.3.4 生物产电刺激结果分析 |
| 2.3.5 电子梭效应机制讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 小球藻胞外代谢物应用于生物产电的电子梭效应研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验材料与仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 氧化还原电化学评估 |
| 3.3.2 化学成分分析 |
| 3.3.3 生物产电能力分析 |
| 3.3.4 菌种鉴定结果分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 不同萃取条件下绿茶萃取物的成分分析以及菌相选择性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验材料与仪器 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 化学成分含量分析 |
| 4.3.2 氧化还原性质分析 |
| 4.3.3 生物产电能力评估 |
| 4.3.4 菌株群落分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 主要创新点 |
| 5.3 展望 |
| 博士期间研究成果 |
| 致谢 |
四、一种直接从生物膜中萃取细胞外高分子有机物的方法（论文参考文献）
- [1]污泥EPS高值、高效提取与回收技术发展趋势[J]. 郝晓地,甘微,李季,吴远远. 环境科学学报, 2021(06)
- [2]产电细菌及碳/铁基导电材料促进微生物电子传递强化发酵联产氢气和甲烷研究[D]. 李慧. 浙江大学, 2021
- [3]从活性污泥胞外聚合物中回收类藻酸盐[D]. 甘微. 北京建筑大学, 2021(01)
- [4]电化学强化生物反硝化对煤热解废水中硝态氮的去除研究[D]. 张正文. 哈尔滨工业大学, 2021
- [5]一体式农村污水处理设备填料性能及抗生素去除研究[D]. 唐俊杰. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [6]基于功能性载体的石化废水强化生化处理研究[D]. 王丽雪. 大连理工大学, 2021(01)
- [7]天然龙脑基高分子复合涂层的制备与抗菌性能研究[D]. 陈新. 东华大学, 2021(01)
- [8]产电型复合垂直流人工湿地对猪场废水的净化效能及其机理研究[D]. 刘峰. 南昌大学, 2019(01)
- [9]新型选择性渗透萃取膜的制备及其在萃取式膜生物反应器中的应用研究[D]. 任龙飞. 上海交通大学, 2019(06)
- [10]天然电化学活性产物应用于微生物燃料电池研究[D]. 许斌. 东南大学, 2019(01)