一、水质净化作用菌光合细菌PS2的生物学特性及环境因子对其生长的影响（论文文献综述）
张扬[1]（2021）在《阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究》文中研究说明砷是一种持久性污染物,具有活跃的化学性质和极强的生物蓄积性,因其赋存形态多变且环境毒理性强而被广泛关注。湖泊砷污染是当前最严峻的环境问题之一,其污染来源、生物毒理与富集、生态响应和环境影响是当前研究的热点。水体中砷的循环、转化过程的研究还处于初步阶段,沉积物中砷的赋存体系与迁移释放机制仍存在争议,微生物所参与的生物化学作用尚不明确,理论体系有待完善。阳宗海作为典型的深水高原湖泊之一,是流域数万居民的主要用水源,砷污染事件对湖泊功能和生态环境造成了严重的影响,而且实施絮凝修复后湖泊是否产生新的环境问题有待深入研究。为了解决湖泊用水安全和生态环境问题,本研究选取阳宗海沉积物及湖水作为研究对象,系统分析了水质参数、粒度、碳酸盐、有机质、总砷、离子、重金属元素、亚砷酸盐和砷酸盐的含量、e DNA等指标,通过210Pb-137Cs测年建立了可靠的年代序列,探讨了砷的分布、变化规律与影响因素,重建了湖泊污染历史,总结了二次污染和砷滞留的原因,评估了砷污染对生态造成的影响,讨论了应急措施、环境变化对湖泊自然演化与沉积过程的影响,提出了砷在沉积物水界面的迁移、沉积平衡,总结了微生物参与其中的生物地球化学作用。研究结果为解决湖泊当前存在的水安全问题提供了科学依据和数据基础,同时完善和补充了砷释放与迁移污染的过程和机制。论文研究结果与主要结论如下:1)查明了阳宗海水体砷含量及空间分布特征。表层水体总砷含量低于底层水体,夏季水体中总砷含量明显低于冬季。夏季阳宗海砷的浓度由表层28.03μg/L增加至底层48.85μg/L,冬季,由表层的48.63μg/L增加至底层的55.35μg/L。夏季水体砷含量差异小,冬季呈现出南部略高于北部、湖岸高于湖心的趋势。砷的空间分布主要受湖泊水化学和内源循环的影响。2)确定了阳宗海表层沉积物砷的含量及空间分布特征。总砷含量呈现点源污染和“深度控制”的分布规律。表层沉积物中砷的含量在45.69-334.67 mg/kg之间。在湖滨南岸至湖盆一块区域出现了异常高值高达297-334.67 mg/kg,南部湖盆的在137.41-223.97 mg/kg之间,湖盆中部为89.75-113.42 mg/kg,湖盆北部为45.69-77.62 mg/kg,相同湖区内深水区的表层沉积物中砷含量低于浅水区。砷含量的空间性差异受湖泊地形、沉积物地球化学背景和污染源的共同影响。3)明晰了阳宗海沉积物记录中砷的垂直变化特征。阳宗海沉积物岩芯记录中总砷含量先后呈现缓慢增加、快速增加、波动起伏、快速回落、保持平稳的趋势。总砷含量从35.44 mg/kg增加至281.17 mg/kg,后波动下降至82.35 mg/kg。PCA主成分分析显示,砷的沉积过程经历了区域-自然、流域-自然、流域-非自然、非自然状态四个阶段。砷的时空变化规律主要受人类活动与气候变化的影响。（4）揭示了阳宗海微生物群落对砷转化的影响。阳宗海不同湖区和沉积阶段内微生物群落存在差异。阳宗海沉积物中最占优势的细菌门类始终是变形杆菌（Proteobacteria）,相对丰度的平均值为22.2%。厚壁菌（Firmicutes）、酸杆菌（Acidbacteria）、螺旋体（Spirochaetes）、疣微菌（Verrucomicrobia）、浮霉菌（Planctomycetes）、拟杆菌（Bacteroidetes）的相对丰度在1.5-4.2%、2.4-4.2%、1.1-4.6%、3.4-8.2%、1.1-7.7%、2.1-5.6%之间。沉积物中的微生物与环境因子存在响应关系,微生物对砷迁移、转化是有影响的。研究结果表明,受应急措施和环境变化的双重影响,阳宗海当前水化学环境异常,水体含氧量低、透明度下降,并伴有酸化的趋势。表层沉积物中富集大量有机质,同时沉积物砷污染危害与风险要明显高于水体砷污染,存在较大的生态隐患。水—沉积物界面的沉积与释放过程是砷滞留于阳宗海水体中的原因,当前存在三种不同的迁移、释放机制,即As-HFO的还原水解、As-Fe S的氧化分解及离子竞争。湖泊砷污染出现于上个世纪90年代,通过区域搬运的风化矿物是污染物的主要赋存形态,2000年后转变为流域三废输入,2009年后污染物通过絮凝沉降的方式进入到沉积物中,当前沉积物更多地反映了湖泊自身的内源循环,而非环境背景和流域状况等外源因素对其产生的影响。环境的改变导致阳宗海砷的迁移途径发生了三次转变,当前的沉积“伪平衡”现象是As-HFO和As-Fe S体系之间的平衡状态。当前沉积物中Agrobacterium、Desulfovibrio等DARPs,将砷酸盐作为电子受体,其异养代谢过程,直接导致砷酸盐被还原。Meiothermus作为HAOs,使用亚砷酸盐作用电子供体获取能量,导致亚砷酸盐被氧化,Bacillus、Shewanella作为ARMs,通过砷还原酶将砷酸盐还原为亚砷酸盐。
朱笔通[2]（2020）在《不产氧光合细菌氮代谢新途径的挖掘与环境调控机制》文中研究说明氮污染已扰乱生态系统并影响到人类健康和经济发展。自然界的氮循环过程主要由代谢多样性微生物构成的复杂代谢网络所驱动,因而微生物在生态系统的氮平衡以及氮污染治理等方面起着重要作用。近年来,新的氮代谢途径不断被发现,为氮污染环境的治理提供了新的视角和有效途径。不产氧光合细菌（Anaerobic Phototrophic Bacteria,APB）广泛分布于各种生境,对自然界碳氮硫等元素循环不可或缺。然而,它们适应环境变化的细胞代谢机制仍缺乏系统全面的认识。海洋着色菌（Marichroamtium gracilie）YL28分离自红树林特殊生境,不但能以高浓度亚硝氮为唯一氮源生长,也能高效去除水体无机三态氮,是目前对亚硝氮耐受和去除能力最高的APB菌株之一,但其脱氮机制,尤其是对亚硝氮利用和耐受机制尚不清楚。本文从比较基因组水平上解析了APB碳氮硫代谢通路,系统阐明了36株紫细菌的氮代谢途径以及YL28高效脱氮和耐受亚硝氮的分子机制,挖掘验证了APB氮代谢的1条新途径和1个新基因,提出了1条新型的微生物氮代谢途径。进一步以YL28为材料,阐明了YL28对于外界氮源扰动、光氧变化响应规律以及3条共存氮代谢途径之间相互协调关系。最后探究YL28对海水养殖水体氮污染的原位去除效果。主要研究结果如下:1.对数据库公布的36个APB菌株基因组分析表明,APB拥有7条氮代谢途径,首次在微生物中发现了非氨单加氧酶依赖的氨氧化途径。首次发现APB也具有异化硝酸盐还原至氨途径（DNRA）。首次发现紫硫细菌类群也拥有同化硝酸盐还原途径（ANR）。另外,APB中的固氮基因多源自基因水平转移,反硝化途径（DN）多为不完全反硝化。YL28菌株的硫代谢通路主要有硫氧化、异化硫还原和Sox系统,碳代谢主要有EMP、HMP、TCA、乙醛酸循环、还原性柠檬酸循环等,还含有重金属抗性蛋白、甜菜碱和duf2062等渗透压调节因子。2.蛋白序列比对和同源建模显示,ANR的NirA和DNRA的NrfA（Otr家族）与已知功能蛋白一致性仅有27.1%和19.2%,异源表达验证了这2个新基因的酶学功能,理化性质显示NirA和NrfA最适作用温度和pH分别为40℃、35℃和6.0、5.0。非氨单加氧酶依赖的氨氧化途径验证结果显示,Vc（羟自由基抑制剂）可抑制约80%的羟胺生成,过氧化氢（羟自由基促进剂）可提高50%羟胺生成量,表明羟胺的生成是羟自由基所致。酶活验证还表明有羟胺还原途径的存在,羟胺还原酶（Hcp）与已知功能蛋白序列的一致性为55.3%,最适作用温度和p H分别为35℃和6.0。3.共存氮代谢途径对环境氮扰动、光氧变化的响应和协调规律以及碳氮硫循环耦联关系。3条氮代谢途径关键酶基因转录水平结果显示:（1）ANR途径受氨氮明显抑制,2 mg/L氨氮可抑制50%的nirA表达量;DN途径受氨氮影响较小,硝氮、羟胺和亚硝氮对其有促进作用;4种无机氮均对DNRA途径有促进作用;羟胺还原途径受氨氮抑制,氨氮存在时,硝氮、羟胺和亚硝氮对其影响较小。（2）随硝氮浓度增加,ANR、DN和DNRA活性均提高,与低浓度硝氮相比,高浓度硝氮时的DN活性提高37倍（norB）和18倍（nar I）,ANR活性提高约36倍（nirA）,DNSR活性提高约2.5倍（nrf A）。（3）有光无光时,DN和ANR均发挥作用,DN表达量比无光时提高约28倍（norB）和20倍（narI）,ANR（nirA）表达量提高约24倍。无光时,ANR>DN>DNRA。（4）有氧无氧时,DN、ANR和DNRA均有活性,但厌氧环境更有利于其发挥作用;厌氧时,DN表达量比有氧时提高约37倍（norB）和16倍（narI）,ANR提高约20倍（nirA）,DNRA提高约3倍（nrf A）;好氧时,ANR表达能力高于DN和DNRA。（5）在厌氧有光/无光、在氨氮和硝氮/亚硝氮共存环境下,DN表达能力高于DNRA,ANR受显着抑制。通过基因富集分析,获得了碳氮硫耦联关键因子为glt B、glnA和cysE,实验结果表明YL28脱氮除硫最佳碳氮硫比例为C:N:S=7.56:6:5。4.YL28安全无毒。在有氧/低氧且不添加外部碳源条件下,YL28能同时有效去除氨和亚硝氮,并防止N过度流失。室内对虾养殖水体脱氮研究显示,YL28能够同时去除水体中高浓度氨氮（3.5 mg/L）和亚硝氮（1 mg/L）,在7 d内,约99.96%的亚硝氮和95.6%的氨氮被去除。在零交换水的大田对虾养殖水体中（20 d）,YL28显着抑制氨氮积累,亚硝氮脱除率达99.3%（1.25 mg/L）。综上所述,本文发现微生物具有一条新的非氨单加氧酶依赖的氨氧化途径,发现和验证了ANR和DNRA途径的2个新酶。YL28耐受高浓度亚硝氮和高效除氮的分子机制是细胞内3条氮代谢途径（DN、ANR和DNRA）相互协调所致,可在有光无光、有氧和厌氧条件下均具有除氮特性,这为氮污染的有效治理以及APB的合理施用提供了重要科学依据。
王燕[3]（2020）在《水源水库好氧不产氧光合细菌种群结构与脱氮特性研究》文中研究指明好氧不产氧光合细菌（aerobic anoxygenic photosynthetic bacteria,AAPB）已成为水圈微生物生态热点研究领域,AAPB能够吸取环境中的有机质来维持细胞的生长与代谢,同时借助自身独特的菌绿素进行产能不产氧光合作用,在水体物质循环与能量流动中扮演着重要角色。AAPB以较高的丰度广泛分布于海洋、湖泊及河流等典型水圈生境中,近年来,越来越多的AAPB种属陆续被发现报道,基于对光合基因puf M的系统发育分析,大部分AAPB属于α-、β-及γ-变形菌,其丰度及组成随栖息环境不同而呈现出较大的差异性,但关于水源水库水体中AAPB的相关研究却鲜见报道。本研究以陕西省金盆和李家河水源水库为研究对象,在分析水库水体水质参数的基础上,结合q PCR及Illumina Mi Seq高通量测序技术对样本puf M功能基因进行绝对定量,解析水源水库水体AAPB种群结构,探究水库水体AAPB种群结构及多样性的时空演替特征,结合冗余分析方法揭示水质参数对其群落结构组成影响规律,以期对解析分层型水库水体AAPB丰度和多样性的时空变化特征提供指导意义,并为探索AAPB种群结构的水环境驱动因素提供理论依据。为研究AAPB混合菌群的脱氮特性,从源水中对AAPB混合菌群进行筛分,计算其脱氮效率,获得三组高效脱氮除碳AAPB混合菌群,采用DNA测序技术分析其群落结构组成及变化（基于puf M功能基因）,结合共生网络分析方法（Network）揭示不同属间互作及共生关系,通过计算三组AAPB菌群对源水中氮和碳的去除效率来评估它们在源水中的适应性及应用性。研究结果包括:（1）金盆水库自然混合期,AAPB丰度变化范围为（6.70±0.43）×103～（2.69±0.15）×104 copies m L-1,优势AAPB菌属为慢生根瘤菌属（Bradyrhizobium sp.）和甲烷菌属（Methylobacterium sp.）,不同属间存在较强的互作关系,其种群结构主要受水温（T）、总氮（TN）、硝氮（NO3--N）和光照强度显着影响,且由环境因素综合调控。（2）基于puf M功能基因的测序结果表明,金盆水库热分层形成期及稳定期AAPB菌属组成更为复杂,主要包括慢生根瘤菌属（Bradyrhizobium sp.）、甲烷菌属（Methylobacterium sp.）,鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas sp.）和Limnohabitans sp.属,且丰度时空分布差异显着。共生网络分析结果表明,不同AAPB属间互作关系复杂多变。（3）李家河水库AAPB种属组成及丰度较金盆水库差异显着,优势菌属为甲烷菌属（Methylobacterium sp.）和Limnohabitans sp.,此外,也发现了丰度较高的AAPB菌属,主要包括芽单胞菌属（Blastomonas sp.）、假单胞菌属（Pseudomonas sp.）和慢生根瘤菌属,且优势菌属间交互关系复杂着。（4）成功从源水中筛选出三组高效脱氮除碳AAPB混合菌群LH19、LB20和LH21,其溶解性总氮（TDN）去除率分别为87.25%、87.30%、和88.45%;NO3--N去除率分别为93.68%、93.37%和94.97%;溶解性有机碳（DOC）去除率分别为99.11%、99.14%和99.30%。puf M功能基因测序表明不同菌群AAPB类群组成及其相对丰度随培养时间变化而差异显着,如菌群LB20在9 h时以慢生根瘤菌（Bradyrhizobium sp.）为优势菌（39.50%）,而在48 h时以Roseateles depolymerans为优势菌（42.10%）。网络分析表明,不同菌属间互作关系复杂,如菌群LB20中的组分L.planktonicus与甲烷菌属（Methylobacterium sp.）呈正相关,与Rubrivivax gelatinosus呈负相关,这种关系驱动着菌群TDN和NO3--N的去除效率。（5）菌群LH19、LB20和LH21对源水溶解性总氮（TDN）去除率分别为24.89%、27.04%、和22.33%;NO3--N的去除率分别为31.00%、35.60%和30.40%;DOC的去除率分别为28.22%、31.17%和25.59%,显着高于某些已报道的好氧反硝化菌。
张晓波[4]（2019）在《紫色硫细菌Marichromatium gracile YL28对海水养殖水体氮污染的生物修复》文中认为在近海养殖水域,氨氮（NH4+）、亚硝氮（NO2-）和硝氮（NO3-）含量普遍超标,多年来一直排在众多污染物首位,这不但制约了水产养殖业的发展,也对沿海或近海生态环境形成潜在威胁。微生物修复技术是一种直接有效的手段,已在养殖水体有害污染物（如氨氮和亚硝氮）的去除、调节养殖生态系统等方面发挥了重要作用。然而,目前研究和应用的微生物主要源自土壤或淡水环境,源于海洋的物种鲜有报道,而且这些陆源或淡水微生物在复杂海水养殖水体或海洋等高盐环境中究竟能否存活并发挥生物活性,尚无明确定论。现有研究表明,微生物普遍具有氨化作用,能将有机氮化物转化为氨并释放到环境中,但在目前,关于这方面研究的菌株很少。已有文献表明,很多菌株在有机氮源环境中对水体氨氮去除的能力大幅度降低,甚至完全抑制。养殖水体沉积物-水界面（Sediment-Water Interface,SWI）是一个营养物质丰富、微生物代谢活跃的生态环境,但该区域溶氧和光照往往不足,导致营养物质不能完全降解,产生的多种可溶性小分子物质（如无机氮、氨基酸、肽、有机酸、醇和糖等）释放于水体,这被认为是水体富营养化或恶化的主要源头。因此,针对性开发适应海水养殖水体的微生物修复剂,尤其是适应SWI这种低光、低氧甚至无氧的、营养丰富且复杂环境的新型高效脱氮微生物制剂,对水产养殖业和海洋环境的健康持续发展具有重要意义。本课题组在前期研究中自红树林潮间带分离获得一株能够以亚硝氮为唯一氮源生长、高效去除水体中高浓度无机三态氮（氨氮、亚硝氮和硝氮）的紫色硫细菌YL28,被鉴定为Marichromatium gracile,是迄今发现的亚硝氮去除能力最高的不产氧光合细菌（Anoxygenic Phototrophic Bacteria,APB）菌株之一。研究初步阐明了该菌株生长、脱氮特性的基本规律和高效脱氮的分子机制,但在有机氮环境中,该菌株氨氮去除能力受到严重影响。鉴于此,本研究以YL28为研究对象,通过复壮筛选的方法,筛选到了在蛋白胨和尿素存在时具有高效氨氮去除能力的菌株,并优化了该菌株的培养条件。随后在高浓度无机三态氮共存的评价系统中,选择了光、氧和环境中可能存在的不同结构类型的碳源、氮源等影响因子,考察了该菌株对环境（尤其是海水养殖水体SWI）的适应性。进一步采用16S rRNA（V3-V4）高通量测序、qPCR方法,并结合水体理化指标,深入研究了该菌株对养殖系统沉积物细菌群落结构的影响,以及对氮代谢相关功能基因（nifH、amo A、narG和nosZ）的调控作用。主要研究结果如下:1)针对有机氮限制微生物去除无机三态氮能力的问题,本研究采用复壮筛选的方法,获得了一株在有机氮化物存在条件下能够高效去除氨氮的YL28菌株,与出发株相比,氨氮去除率可提高90%以上。针对该菌株在培养和制剂存储过程中,易沉淀分层的问题,在原有培养基基础上,采用单因子优化法,获得了优化培养基配方。与优化前相比,菌体生物量(OD660)提高了54.20%,BChl和Car合成量分别提高了50.73%和52.69%。液体制剂黑暗静置储存810 d,沉降率仍可达到55%以上,且氨氮去除率在整个储存周期均达到80%以上。2)针对海水养殖水体环境的复杂性,本研究在无机三态氮体系中,选取17种有机碳化物及其复合物、2种有机氮化物和养殖饵料等考察了该菌株对环境因素的适应性。研究发现,小分子有机碳（乙酸和丙酮酸等）是YL28生长和脱氮的良好碳源;海藻寡糖并不是良好的碳源,但海藻寡糖与良好碳源复合能够显着促进该菌株的生长和脱氮活性;难以利用的碳源（卡拉胶、海藻酸钠和环糊精等）与良好碳源复合,其生长和脱氮活性未受到明显影响。有机氮化物与良好碳源复合,不影响菌株对无机三态氮去除能力,但显着影响菌株的生长特性。3)光和氧是影响APB生长代谢的重要因素。本研究通过单因子试验和响应面优化分析,阐明了光、氧与YL28生长和脱氮变化相互关系,获得了理论最佳的溶氧（用装样量表示）、光照强度和光周期条件,并采用期望分析获得了实际应用中可行的光氧参数范围。研究发现,光照厌氧时,该菌株能够进行良好生长和脱氮;光照好氧时,菌株生长活性降低,但脱氮活性没有显着变化。黑暗厌氧条件下,菌株仍能够保持较好的脱氮能力,无机三态氮的转化率达到81.41%。通过响应面优化,在优化培养基的基础上,菌体生物量(OD660)提高了21.28%,氨氮去除率达到93.79%。4)养殖生态系统的微生物群落特征变化及其定向调控是反映养殖水体健康水平的重要指标之一。本研究采用16S rRNA（V3-V4）高通量测序技术分析了YL28对南美白对虾海水养殖水体中细菌群落结构变化及其多样性的影响。研究发现,该菌株能够显着改善南美白对虾海水养殖水体水质并达到渔业水质标准（GB11607-89）Ⅰ类水质要求,也能定植于海水养殖系统中调节细菌群落结构。添加该菌株,能够显着提高沉积物细菌群落多样性,也能够显着提高变形菌门（Proteobacteria）、γ-变形菌纲（Gammaproteobacteria）、着色菌目（Chromatiales）、着色菌科（Chromatiaceae）、海洋着色菌属（Marichromatium）的物种丰度,但不改变其在分类水平上优势物种类群的地位。海命菌属（Marivita）和OM27类群可作为水生生态系统健康状况的潜在指标,且OM27和Marichromatium之间存在共生关系。另外,该菌株能够有效的降低条件致病菌（Vibrio）的丰度和种类,抑制率达到62%以上。5)为揭示该菌株与氮代谢循环相关微生物的相互作用关系,采用qPCR法定量分析了氨氧化细菌（AOB）、氨氧化古菌（AOA）16S rRNA和氮代谢相关功能基因的丰度变化（如固氮（nifH）、硝化（amoA）和反硝化（narG和nos Z））。研究发现,YL28不影响环境中AOA的丰度变化,但能够显着促进AOB丰度升高,相比于高剂量的YL28,低剂量的YL28更有利于提高AOB的丰度。YL28与nifH丰度具有显着地正相关关系,高剂量添加YL28可提高amoA丰度,YL28不影响nar G和nosZ丰度变化。最后在上述研究结论的基础上建议在南美白对虾海水养殖水体中,该菌株的使用周期以5 d（低剂量）或10-12 d（高剂量）最佳。综上所述,针对微生物普遍具有氨化作用,在有机氮素环境中释氨,严重影响微生物脱氮这一问题,本研究筛选获得了一株在该环境中能够高效去除无机三态氮的菌株YL28并优化了该菌株的培养条件,系统的考察了环境因素（碳源、氮源、光和氧等）对该菌株生长和脱氮活性的影响,研究了该菌株对养殖水体沉积物细菌群落结构的影响,阐明了该菌株对水体环境的适应性规律和特点。研究发现海藻寡糖能够显着促进该菌株的生物活性、明显改善菌体培养和储存过程中的聚集沉降,为海藻寡糖的应用提出了一种新途径。在黑暗厌氧环境中,该菌株依然能够保持良好的生长和脱氮能力,能够在沉积物-水界面环境中定植并良好的适应这种复杂环境,从养殖水体污染物源头有效地控制氨氮和亚硝氮等有害物质的释放。本研究对于针对性地研究APB水质调节剂,为微生物制剂的合理开发与应用提供参考。
关月[5]（2019）在《光合细菌去除养殖废水中无机氮磷的研究》文中提出海水养殖业快速发展,促进了经济增长,但同时养殖废水的后续处理成为难题。光合细菌（PSB）能够在黑暗耗氧和光照厌氧条件下生长,分解利用多种有机质,因此能够应用于废水处理。同时,光合细菌富含多种活性物质如蛋白质和光合色素等,在处理无毒废水过程中具有双重优势,因此在废水处理领域更具有竞争力。为安全、高效地解决养殖废水的污染问题,研究不同初始pH值、NaCl浓度和接种率对光合细菌在养殖废水中脱氮、除磷以及去除化学需氧量（COD）等能力的影响,并回收菌体,对其光合色素的积累量和稳定性进行分析。本研究旨在为光合细菌高效去除养殖废水中氮、磷及光合色素的稳定性提供技术支持。分析不同初始pH值对沙氏外硫红螺菌P2（Ectothiorhodospirashaposhnikovii）脱氮除磷能力的影响。菌株P2具有较强的耐碱性,在碱性条件下的细胞积累量、氨氮、磷酸盐、COD去除率以及色素积累量均显着高于中性条件。在初始pH8.0的条件下,菌株P2的细胞积累量最大（OD660nm=1.9791±0.0023）,细菌叶绿素a积累量最高;初始pH 7.5、8.0、8.5和10.0的废水中氨氮去除量最大（274～283 mg/L）,且无显着差异;初始pH 8.0、8.5、9.0、9.5和10.0的废水中磷酸盐去除量最大（18～21 mg/L）;初始pH 8.5条件下COD去除量最大（2320.00±20.00 mg/L）;初始pH 10.0条件下类胡萝卜素最高。研究了不同NaCl浓度对菌株P2脱氮除磷能力的影响。在20 g/LNaCl浓度条件下,菌株P2的细胞积累量最大（OD660为1.7128±0.1100）,氨氮、COD和硫酸盐去除量均最大（分别为 244.33±1.51、1810.62±76.64、757.53±15.66mg/L）,类胡萝卜素和细菌叶绿素a的积累量也均最高。而磷酸盐在NaCl浓度为40 g/L的条件下去除量最大（40.31±0.55 mg/L）。对比了不同接种率对菌株P2脱氮除磷能力的影响。接种率（菌液体积:废水体积）为10～20%条件下菌株P2均生长良好,处理废水能力最强（氨氮、磷酸盐、COD和硫酸盐去除量分别为245～253、24～30、920～987和600～647 mg/L）,类胡萝卜素和细菌叶绿素a积累浓度也最高,且无显着差异。研究了 24h内温度、pH值、碳酸氢钠和苯甲酸钠浓度对类胡萝卜素和细菌叶绿素a稳定性的影响。在60℃条件下,类胡萝卜素的保存率为133.33±0.58%;在4℃条件下,细菌叶绿素a的保存率为91.89±0.45%;在pH 11.47条件下,类胡萝卜素的保存率为100.67±0.14%,细菌叶绿素a的保存率为91.91±0.03%;0.0和1.5 g/kg碳酸氢钠和苯甲酸钠浓度较低的环境对类胡萝卜素影响较小;0.0和2.0 g/kg浓度的碳酸氢钠和0.0和1.5 g/kg浓度的苯甲酸钠浓度较低的环境对细菌叶绿素a影响较小。
信艳杰[6]（2019）在《渔用光合细菌菌剂对水体氮磷营养盐和微生物群落的影响》文中研究指明光合细菌菌剂（Inoculant of photosynthetic bacteria）,是以培养基为原料、活性光合细菌为菌种,经过现代生物工程技术研制而成的一种微生物制剂。因其具有降解养殖环境中有害氮素、硫化氢等有毒有害物质等功能被广泛应用于水产养殖业。然而,经过多年的发展,渔用光合细菌菌剂呈现出产品质量良莠不齐,作用效果难以保证等问题。已有的研究更多地关注高效光合细菌菌株的分离筛选、作用效果等方面,而目前对光合细菌菌剂的组成、作用机制及其在降解水质因子的同时对水体微生物群落影响的研究尚少见报道。本研究选择市场占有率高且市场反映应用效果良好的典型光合细菌菌剂PG作为研究对象,通过显微镜计数法、双层平板培养法、高通量测序法分析菌剂PG的细菌总量、活菌状况、优势菌组成;以荧光定量分析法测定该菌剂中编码氨单加氧酶的amoA基因、编码亚硝酸盐氧化还原酶的nxrA基因及编码亚硝酸盐还原酶的nirS基因的含量,并通过高通量测序法分析携带此功能基因的微生物组成;最后采用实验生态学的方法研究不同初始浓度的光合细菌菌剂PG在低氮弱光、高氮弱光及高氮强光条件下对实验水体氮磷营养盐的作用效果,采用高通量测序技术分析水体微生物群落变化。以期为光合细菌菌剂产品的研发、效果评价,以及实际生产应用等提供参考。具体研究结果如下:1.光合细菌菌剂PG细菌总量为3.25×108个·mL-1;双层平板上有菌落生长;该菌剂PG为包含多菌种的复合菌剂,其主要优势菌为红假单胞菌属（Rhodopseudomonas）菌株,相对丰度达50.58%;其数量为1.64×108个·mL-1。2.菌剂PG中nirS基因含量为5.33×103 copies/μL,但amoA基因和nxrA基因未检出;编码亚硝酸盐还原酶的nirS基因主要存在于假单胞菌属菌株（Pseudomonas）中,其在携带nirS基因的菌群中的相对丰度为96.70%。3.不同的光照和氮浓度条件下,初始菌量为104个·mL-1和106个·mL-1的菌剂PG在实验7 d内对实验水体中氮磷营养盐有一定的降解作用,实验组水体的细菌数量和微生物群落结构也均发生了变化。其中,在低氮弱光条件下,菌剂PG对实验水体中磷酸盐(PO43--P)、硝氮（NO3--N）、亚硝氮（NO2--N）的最大降解率分别为40.98%、28.28%、20.12%,总菌量增长至108个·mL-1,优势菌转变为假单胞菌属;在高氮弱光条件下对氨氮（NH4+-N）、NO2--N、NO3--N、PO43--P的最大降解率分别为33.18%、26.77%、24.16%和45.24%,总菌量增长至108个·mL-1,优势菌转变为副球菌属（Paracoccus）;在高氮强光条件下对NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P的最大降解率分别为18.13%、48.07%、62.97%和8.78%,总菌量增长至108个·mL-1,优势菌转变为副球菌属。以上研究结果表明,菌剂PG为包含多菌种的复合菌剂,其优势菌为红假单胞菌属,其总菌量为3.25×108个·mL-1,与菌剂标签标注有效活菌数相近(5×108CFU·mL-1)。菌剂PG具有降解氨氮和亚硝氮的功能,且在高氮强光条件下（NH4+-N、NO2--N、NO3--N初始浓度在8-13 mg/L之间,光照强度为3000 Lx左右）对亚硝氮、硝氮的降解效果良好;实验水体中氮素的初始浓度在一定程度上会对水体微生物群落结构产生影响,其中高氮条件（NH4+-N、NO2--N、NO3--N初始浓度在8-13 mg/L）下优势菌变为副球菌属,低氮条件下（NH4+-N、NO2--N初始浓度在1-3 mg/L、NO3--N初始浓度在0.5-1.5 mg/L）变为假单胞菌属。从最大降解率来看,除低氮弱光条件下的磷酸盐、高氮弱光条件下的硝氮、高氮强光条件下的氨氮以外,不同初始菌量的菌剂PG对水体无机氮磷的降解效果差异不显着;不同初始菌量的菌剂PG组实验结束时水体微生物群落主要优势菌组成一致。
汪毅[7]（2019）在《光合细菌和β-葡聚糖在凡纳滨对虾养殖中的应用研究》文中指出为研究饲料中添加不同光合细菌对凡纳滨对虾（Litopenaeus vannamei）肠道中微生物群落组成的影响,以商品饲料为对照组（A组）,喷洒混合光合细菌（B组）、沼泽红假单胞菌（C组）和深红红螺菌（D组）作为实验组饲料投喂凡纳滨对虾幼虾（1.21±0.24 g）。在投喂后的2周称重、计算生长率、检测肝胰腺消化酶活力并通过高通量测序对细菌的16S RNA基因进行测序,鉴定虾肠道的微生物多样性的情况。实验结果显示:各实验组增重率均显着高于A组（P<0.05）。C组和D组肝胰腺淀粉酶活力显着高于A组（P<0.05）,添加3种不同光合细菌后脂肪酶活性均高于对照组（P<0.05）,蛋白酶活性在各组间无显着性差异（P>0.05）。在凡纳滨对虾肠道微生物中γ-变形细菌纲是含量最多的纲,添加三种不同的光和细菌后γ-变形细菌纲所占百分比减少。对照组2周后肠道γ-变形细菌纲占74.39%,而B组、C组和D组γ-变形细菌纲占比例分别为71.51%、63.41%和44.73%。其中C组和D组γ-变形细菌纲比例显着低于对照组（P<0.05）。在占比例大于0.5%的主要属中,各组之间存在三个属差异显着（P<0.05）,分别是Spartobacterigeneraincertaesedis、Blastopirellula、Chlorophyta。实验结果表明,投喂带有3种不同的光合细菌均能提高对虾的生长,肝胰腺消化酶活力也有所升高。同时,投喂带这些有光合细菌的饲料在一定程度上改变了凡纳滨对虾肠道的微生物群落的组成。在生产性池塘养殖过程中定期使用光合细菌研究水体泼洒光和细菌对凡纳滨对虾养殖水环境和肠道微生物的影响。实验设对照组（A组）未使用光合细菌池塘和实验组（B组）定期使用光合细菌池塘,分别在实验开始前以及开始后的第10、20、30、40和50天采集两组的水和对虾肠道样品,检测水质并通过Illumina Miseq高通量测序技术测定水及肠道菌群组成。主要研究结果如下:随着养殖时间的延长B组虾生长速度逐渐优于A组。将水质指标与水体微生物组成作CCA分析（Canonical Correlation Analysis）结果显示,水体微生物组成会受到总磷（TP）、铵根离子（NH4+）、亚硝离子（NO2-）和磷酸根离子(PO43-)的影响;经过50天的养殖,A组和B组水体的微生物群落组成逐渐改变。PCA分析（Principal Component Analysis）结果显示,虾肠道微生物群落组成早期差异较大,随着养殖时间延长微生物群落组成差异减少。Venn结果显示A、B两组的肠道和水中所共有的OTU数（Operational Taxonomic Units）为566,其中变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、放线菌门（Actinomycete）在肠道和水中各个阶段都具有很高含量。A组和B组共同拥有,且只在养殖水体中出现的OUT数为63,其中已确定门的分属13个门,其中27个OTU属变形菌门。A组和B组共同拥有,且只在肠道中出现的OTU数为98,已确定门的分属10个不同的门,其中26个OTU属于厚壁菌门（Firmicutes）。研究结果表明:使用光和细菌可以提高凡纳滨对虾的生长,同时水体微生物群落组成会逐渐产生差异,这种差异可能与光合细菌改变水质有关。虾肠道可能会对肠道微生物产生选择压力,使后期肠道微生物群落相对稳定。所检出的大多数OUT为肠道和水中共有。为探究在养殖中使用β-葡聚糖对凡纳滨对虾生长、体组成、消化酶和免疫相关基因表达的影响,以不使用β-葡聚糖对照组（AO）,以饲料中添加0.3%的β-1,3葡聚糖发酵液（BO组）、水体泼洒（5mL/m3/日）β-1,3葡聚糖发酵液（AP组）和饲料中添加0.3%的β-1,3葡聚糖发酵液且水体泼洒5mL/m3/日β-1,3葡聚糖发酵液（BP组）为试验组,养殖凡纳滨对虾幼虾（1.97±0.03 g）60日。结果显示:AP组和BP组的存活率分别为97.5%和99.0%,显着高于对照组AO的84.5%。AP组和BP组的终末质量分别为15.04g和15.16g,显着高于对照组AO的13.45g。泼洒使用β-葡聚糖会显着提高凡纳滨对虾的成活率和终末质量（P<0.05）。研究还发现,泼洒与饲料中添加葡聚糖对凡纳滨对虾肝胰脏淀粉酶活性有交互作用,对脂肪酶和蛋白酶无显着影响。β-葡聚糖会影响凡纳滨对虾免疫基因Toll受体、IMD和溶菌酶mRNA表达。实验结果表明,泼洒β-葡聚糖会促进凡纳滨对虾的生长、饲料添加0.3%的β-1,3葡聚糖发酵液不会显着改善凡纳滨对虾的生长,泼洒β-葡聚糖和在饲料中添加对消化酶改善不显着。β-葡聚糖对凡纳滨对虾免疫有一定促进作用。
田雅洁,曹煜成,胡晓娟,黄小帅,徐煜,许云娜,李卓佳,文国梁[8]（2018）在《4种因子对玫瑰红红球菌XH2氨氮去除效果的影响》文中研究表明菌株XH2是从虾池养殖中后期（50 d）水体环境中筛选的1株具有氨氮去除功能的菌株,经16S rDNA测序和Biolog生化鉴定,该菌株为玫瑰红红球菌（Rhodococcus rhodochrous）。分析发现,该菌株在盐度为5～45、p H为6.0～9.0、温度为15℃～45℃、通气量为1～2 L/min的条件下生长良好,菌量最高可达1.03×109 cells/ml。在盐度为25～45、pH为6.0～9.0、温度为15℃～30℃、通气量为1～2 L/min的条件下,菌株对氨氮的去除效果显着（P<0.05）,在第1～3天对培养液中氨氮的最高去除率可达90.0%～100.0%,而各实验组中,亚硝酸盐氮浓度无明显变化。结果显示,菌株XH2对盐度、p H、温度等主要环境因子具有良好的适应性,与大部分水产养殖池塘水体的盐度、温度、pH变动区间大体一致;其对水体氨氮的去除效果良好,可作为养殖池塘水体氨氮防控菌剂产品研发的备选菌株。
胡晓娟,文国梁,田雅洁,黄小帅,徐煜,许云娜,李卓佳,曹煜成[9]（2019）在《4种理化因子对菌株XH1硝化效果的影响》文中指出【背景】基于硝化菌群的富集培养技术可高效稳定地去除养殖水体中的有害氮素,而当前在水产养殖领域有关硝化菌群定向培育及硝化功能菌株的研究较少。【目的】研究不同盐度、pH、温度、通气量条件下硝化菌群分离菌株XH1的生长及其对氨氮和亚硝氮的去除效果。【方法】设置不同梯度的盐度、pH、温度、通气量条件,通过计数菌量、测定氨氮及亚硝氮的浓度变化,比较不同条件下菌株XH1的生长及其对氨氮和亚硝氮的影响。【结果】菌株XH1可在盐度5‰-35‰、pH 6.0-9.0、温度15-45°C和通气量0.5-1 V/（V·min）的条件下生长良好,菌量最高可达2.34×109cells/mL;在盐度5‰-35‰、pH 6.0-9.0、温度15-30°C、通气量0.5 V/（V·min）的条件下,对氨氮的去除效果显着（P<0.05）,在第1-3天对培养液中氨氮的最高去除率可达86%-97%,但培养液中的氨氮浓度先降后升;对亚硝氮的最高去除率达68%。【结论】菌株XH1对盐度、pH、温度等主要环境因子具有良好的适应性,其对水体氨氮的去除效果良好,可作为中低盐度养殖池塘水体氨氮防控菌剂产品研发的备选菌株。
高俊晖[10]（2018）在《陆基可控生态精养系统水质调控研究》文中研究说明本文通过研究不同温度、光照强度、光周期和超声波对水体浮游植物多样性和生物量等指标的影响,以期通过控制环境因子获得稳定而良性循环的水体生物群落结构,为陆基可控生态精养系统水质调控提供理论依据。研究结果如下:1.研究15株淡水浮游植物对养殖污水的降解情况。试验结果表明:在养殖污水中,栅藻属相对生长率最高,为0.113;四棘藻属对总氮、总磷的去除率r为94.86%、97.35%;栅藻属对氨氮、硝态氮的去除率r为98.30%和97.89%,为各组最高。2.设置不同温度梯度为23、26、29和32℃,研究其对养殖水体中浮游植物生物量与多样性等指标的影响。结果表明:29和32℃试验组中,浮游植物丰度分别为37.5X 104ind·L-1、40.2×104ind·L-1,叶绿素a（Chla）含量为4864mg·m3、4980mg·m3,均显着高于23、26℃试验组（P<0.05）;26、29和32℃试验组多样性指数（H）显着高于23℃试验组（P<0.05）,26、29和32℃试验组之间多样性指数（H）差异不显着（P>0.05）。3.设置不同光强梯度为1000、2000、4000和8000Lx,研究其对养殖水体中浮游植物生物量与多样性等指标的影响。结果表明:4000Lx试验组水体中,浮游植物丰度为41.9 X 104ind·L-1,Chla含量为4628mg·m3,为各组最高;2000、8000Lx试验组多样性指数（H）差异不显着（P>0.05）,达1.703、1.724,为各组最高;2000和8000Lx试验组多样性指数（H）差异不显着（P>0.05）。4.设置不同光周期为8L:16D、12L:12D、16L:8D和20L:4D,研究其对养殖水体中浮游植物生物量与多样性等指标的影响。结果表明:8L:16D试验组和16L:8D试验组浮游植物丰度、Chla含量显着高于另外两组（P<0.05）;16L:8D试验组中多样性指数（H）达1.609,为各组最高。5.设置不同超声波频率20、28和40kHz,研究其对养殖水体中浮游植物生物量与多样性等指标的影响。结果表明:超声波频率20kHz作用于养殖水体,浮游植物丰度与对照组差异不显着（P>0.05）,多样性指数（H）为1.661、丰富度（D）为1.071,为各组最高;施加20kHz低频超声波有助于提高养殖水体浮游植物生物群落多样性。6.结合之前试验结果,通过控制环境因子,进行花鳗鲡可控生态精养中试生产试验91d。试验结果如下:特定增长率0.704%·d-1、饵料系数1.564、存活率98.94%,养殖效果良好。中试生产结束时,水体氨氮含量0.6mg·L-1、亚硝态氮含量0.19 mg·L-1;浮游植物丰度为6.4×104ind·L-1,多样性指数（H）为1.774,水质指标和浮游植物多样性指标均良好,水质未出现恶化情况。
二、水质净化作用菌光合细菌PS2的生物学特性及环境因子对其生长的影响（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、水质净化作用菌光合细菌PS2的生物学特性及环境因子对其生长的影响（论文提纲范文）
（1）阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 砷的基本性质和赋存形态 |
| 1.1.2 砷的毒理、毒性 |
| 1.1.3 砷污染来源 |
| 1.1.4 砷的迁移与赋存特征 |
| 1.2 水体砷污染研究进展 |
| 1.2.1 湖泊砷污染 |
| 1.2.2 砷的转化与释放 |
| 1.2.3 砷循环与迁移机制 |
| 1.2.4 阳宗海湖泊及污染研究 |
| 1.3 选题意义与研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 主要创新点 |
| 1.3.3 研究内容与技术路线 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 地理位置及气候状况 |
| 2.1.2 土地利用及植被状况 |
| 2.1.3 流域水文及侵蚀状况 |
| 2.1.4 社会经济状况 |
| 2.2 流域环境污染现状 |
| 2.3.1 水环境污染 |
| 2.3.2 砷污染事件 |
| 第3章 阳宗海水化学与砷的迁移释放 |
| 3.1 水样采集与检测方法 |
| 3.1.1 样品采集与预处理 |
| 3.1.2 样品分析测试 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 水文特征 |
| 3.2.3 水化学环境 |
| 3.2.3.1 离子含量 |
| 3.2.3.2 离子组分 |
| 3.2.3.3 砷的变化规律 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 水体砷滞留现象及原因 |
| 3.3.2 絮凝吸附HFO体系下砷的迁移释放机制 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 阳宗海砷的沉积特征与其循环平衡 |
| 4.1 表层沉积物采集与检测方法 |
| 4.1.1 沉积物样品提取 |
| 4.1.2 元素含量 |
| 4.1.3 粒径组分 |
| 4.1.4 有机质 |
| 4.2 数据分析及评估方法 |
| 4.2.1 重金属污染负荷指数PLI(Pollution Load Index) |
| 4.2.2 沉积物质量基准(SQGs) |
| 4.2.3 潜在生态风险指数(RI) |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 表层沉积物砷的分布特征 |
| 4.3.2 沉积环境 |
| 4.3.3 沉积物污染类型与污染等级 |
| 4.3.4 生物致毒性与生态危害风险评估结果 |
| 4.3.5 污染来源分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 氯化铁絮凝吸附法的生态环境风险 |
| 4.4.2 As-Fe S和 As-HFO迁移平衡和影响因素 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 沉积物记录的阳宗海砷污染历史 |
| 5.1 岩芯提取与分析方法 |
| 5.1.1 样品采集与保存 |
| 5.1.2 样品预处理 |
| 5.2 样品分析 |
| 5.2.1 元素定量检测 |
| 5.2.2 元素扫描 |
| 5.2.3 ~(210)Pb和~(137)Cs年代学分析 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 XRF微区扫描结果 |
| 5.3.2 高分辨率年代序列的建立 |
| 5.3.3 钻孔沉积物各代用指标垂向变化特征 |
| 5.3.4 有机质、粒度和碳酸盐 |
| 5.3.5 富集因子及主成分分析结果 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 阳宗海的环境变化过程 |
| 5.4.2 阳宗海污染历史 |
| 5.4.3 砷的沉积“伪平衡”状态 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 阳宗海微生物的环境响应与涉砷影响 |
| 6.1 准备材料与提取方法 |
| 6.1.1 实验设备与及试剂配备 |
| 6.1.2 总DNA提取 |
| 6.2 16srDNA测序和分析方法 |
| 6.2.1 PCR扩增DNA序列 |
| 6.2.2 凝胶电泳分离与生物分析 |
| 6.2.3 数据处理与分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 微生物群落的变化特征 |
| 6.3.2 微生物群落结构多样性 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 微生物的环境响应与影响 |
| 6.4.2 砷迁移机制中的生物地球化学作用 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 论文主要结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文和研究成果 |
| 致谢 |
（2）不产氧光合细菌氮代谢新途径的挖掘与环境调控机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 海水养殖水体氮污染 |
| 1.1.1 海水养殖水体氮污染现状 |
| 1.1.2 海水养殖水体脱氮技术 |
| 1.1.3 微生态制剂在养殖水体中的应用 |
| 1.1.4 微生物氮循环与氮污染治理 |
| 1.1.5 海水养殖水体中的微生态制剂 |
| 1.2 微生物的氮循环途径 |
| 1.2.1 微生物驱动的氮循环 |
| 1.2.2 氮循环途径的新认识 |
| 1.3 氮循环途径调控 |
| 1.3.1 植物和真菌氮代谢调控 |
| 1.3.2 原核微生物氮代谢的调控 |
| 1.3.3 氮循环与碳、硫循环的耦联 |
| 1.4 不产氧光合细菌 |
| 1.4.1 不产氧光合细菌的氮循环 |
| 1.4.2 不产氧光合细菌的生物脱氮 |
| 1.5 课题研究思路及主要研究内容 |
| 1.6 本文创新点 |
| 第2章 基于APB基因组水平的氮循环及CNS耦联机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 基因组获取 |
| 2.2.2 系统发育树的构建 |
| 2.2.3 基因组可变区与保守区的比较分析 |
| 2.2.4 核心基因组、泛基因组和独特基因组的比较分析 |
| 2.2.5 基因岛预测 |
| 2.2.6 氮循环、硫循环与环境适应性分析 |
| 2.2.7 碳、硫、氮代谢途径耦联关系的基因富集分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 紫细菌全基因组特征分析 |
| 2.3.2 紫细菌系统发育和进化分析 |
| 2.3.3 紫细菌全基因组比较分析 |
| 2.3.4 基因富集分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 紫细菌的进化关系 |
| 2.4.2 紫细菌的氮硫代谢途径和耐盐分析 |
| 2.4.3 YL28菌株环境适应性分子机制 |
| 2.4.4 紫硫细菌氮硫代谢耦联机制分析 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 APB氮代谢新功能基因验证 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料 |
| 3.2.2 培养基及培养条件 |
| 3.2.3 生物信息学分析关键酶 |
| 3.2.4 酶基因的异源表达 |
| 3.2.5 体外酶活测定 |
| 3.2.6 pH、温度对酶活的影响 |
| 3.2.8 温度稳定性测定 |
| 3.2.9 非Amo依赖的氨氧化途径验证实验设计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 氮循环的关键酶基因的预测与分析 |
| 3.3.2 关键酶理化特性预测分析 |
| 3.3.3 关键酶的系统发育分析 |
| 3.3.4 关键酶结构模型保守性比对分析 |
| 3.3.5 基因组DNA和质粒载体的检测 |
| 3.3.6 目的基因的检测 |
| 3.3.7 3个重组菌E.coli(nrf A/nir A/hcp)的构建与鉴定 |
| 3.3.8 重组蛋白的鉴定 |
| 3.3.9 重组酶的体外酶活测定及酶学性质的研究 |
| 3.3.10 非氨单加氧酶依赖的氨氧化及羟胺还原途径的挖掘 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 M.gracile YL28 氮循环的调控机制探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 研究材料 |
| 4.2.2 主要试剂和仪器 |
| 4.2.3 培养基、试剂配制 |
| 4.2.4 qPCR样品处理 |
| 4.2.5 基因定量分析方法 |
| 4.2.6 不同组合无机氮源对YL28无机氮脱除影响 |
| 4.2.7 不同碳氮硫体系对YL28脱氮除硫能力的影响 |
| 4.2.8 无机氮、硫酸根及乙酸的测定 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 氮源组合对YL28脱氮能力的影响 |
| 4.3.2 碳、氮、硫复合体系对YL28代谢能力的影响 |
| 4.3.3 引物特异性验证及RNA提取结果 |
| 4.3.4 培养基及培养条件 |
| 4.3.5 复合氮源对氮代谢途径基因表达影响 |
| 4.3.6 光、氧及硝氮对氮代谢途径基因表达影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 M.gracile YL28 对养殖水体氮调控能力评估 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 材料 |
| 5.2.2 主要试剂与仪器 |
| 5.2.4 YL28对ICR小鼠与海水养殖水体青鳉毒性试验 |
| 5.2.5 无机三氮的测定 |
| 5.2.6 室内对虾养殖水体无机氮的脱除 |
| 5.2.7 对虾大田养殖水体无机氮脱除 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 M.gracile YL28 急性毒性评价 |
| 5.3.2 M.gracile YL28 室内养殖体系的脱氮效果分析 |
| 5.3.3 M.gracile YL28 大田养殖的脱氮效果分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文和研究成果 |
（3）水源水库好氧不产氧光合细菌种群结构与脱氮特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 AAPB研究现状 |
| 1.2.1 AAPB发现及细胞色素 |
| 1.2.2 AAPB分子生物学鉴定方法 |
| 1.3 AAPB栖息环境及多样性 |
| 1.3.1 AAPB分布特征 |
| 1.3.2 AAPB丰度、多样性及其影响因素 |
| 1.3.3 AAPB代谢多样性及其影响因素 |
| 1.4 AAPB在元素循环中的作用 |
| 1.4.1 AAPB脱氮特性及其影响因素 |
| 1.4.2 AAPB在C及其它元素循环中的作用 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线图 |
| 2 金盆水库水体自然混合期AAPB种群结构时空演替特征 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 采样区概况与样品采集 |
| 2.1.2 水质参数测定 |
| 2.1.3 水体微生物DNA提取及检测 |
| 2.1.4 实时荧光定量PCR(q PCR) |
| 2.1.5 AAPB种群结构测定 |
| 2.1.6 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 金盆水库水质参数 |
| 2.2.2 金盆水库水体AAPB丰度分布 |
| 2.2.3 金盆水库水体AAPB群落多样性 |
| 2.2.4 金盆水库水体AAPB群落结构组成 |
| 2.2.5 AAPB种群与水质参数关系 |
| 2.3 小结 |
| 3 热分层对金盆水库水体垂向水质及AAPB种群结构影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 采样区概况与样品采集 |
| 3.1.2 水质参数测定 |
| 3.1.3 水体微生物DNA提取及检测 |
| 3.1.4 Illumina Mi Seq高通量测序 |
| 3.1.5 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 热分层形成期及稳定期水质参数 |
| 3.2.2 热分层形成期及稳定期水体AAPB群落多样性分析 |
| 3.2.3 热分层形成期及稳定期水体AAPB群落结构组成 |
| 3.3 小结 |
| 4 李家河水库AAPB群落季节性演替规律及其互作关系研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 采样区概况 |
| 4.1.2 样品采集与处理 |
| 4.1.3 水体光照强度测定 |
| 4.1.4 DNA提取及检测 |
| 4.1.5 AAPB种群结构测定 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 李家河水库光照强度垂向变化 |
| 4.2.2 水库 AAPB 群落多样性分析 |
| 4.2.3 水库AAPB群落结构组成季节性演替规律 |
| 4.2.4 AAPB群落组成间互作关系探究 |
| 4.3 小结 |
| 5 高效AAPB菌群的筛选、脱氮特性及对源水的适应性研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 水样来源及培养基配制 |
| 5.1.2 高效AAPB混合菌群的筛分 |
| 5.1.3 高效AAPB混合菌群的生长与脱氮特性测定 |
| 5.1.4 AAPB混合菌群群落组成及互作关系解析 |
| 5.1.5 菌群对源水TDN、NO_3~--N和 DOC的去除 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 高效AAPB混合菌群的筛分 |
| 5.2.2 高效AAPB混合菌群的生长与脱氮特性测定 |
| 5.2.3 高效AAPB混合菌群群落组成及互作关系 |
| 5.2.4 菌群对源水TDN、NO_3~--N和 DOC的去除特性 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的主要科研成果 |
（4）紫色硫细菌Marichromatium gracile YL28对海水养殖水体氮污染的生物修复（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略词中英文对照表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 氮代谢循环研究进展 |
| 1.1.1 氮代谢主要途径及其特性 |
| 1.1.2 海洋氮循环研究进展 |
| 1.2 海水养殖水体氮污染现状 |
| 1.2.1 世界海水养殖资源的分布 |
| 1.2.2 我国海水养殖资源现状 |
| 1.2.3 海水养殖水体污染物来源与危害 |
| 1.2.4 海水养殖水体无机氮化物的治理方法 |
| 1.3 水产养殖业微生物调节剂研究进展 |
| 1.3.1 淡水微生物调节剂在海水应用的局限性 |
| 1.3.2 海洋微生物调节剂的发展现状 |
| 1.3.3 微生物调节剂的效价评定 |
| 1.4 不产氧光合细菌在水产养殖业的研究动态 |
| 1.4.1 不产氧光合细菌研究进展 |
| 1.4.2 不产氧光合细菌与环境因子的响应 |
| 1.4.3 不产氧光合细菌在水产养殖业的应用 |
| 1.5 课题研究思路及主要研究内容 |
| 第2章 紫色硫细菌YL28脱氮稳定性研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料 |
| 2.2.2 体系设置 |
| 2.2.3 方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 M.gracile YL28基因组测序分析 |
| 2.3.2 培养基组分优化 |
| 2.3.3 沉降特性分析 |
| 2.3.4 生物活性稳定性分析 |
| 2.4 讨论 |
| 第3章 环境有机物对紫色硫细菌YL28脱氮特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料 |
| 3.2.2 体系设置 |
| 3.2.3 方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 有机碳化物适应性分析 |
| 3.3.2 有机碳化物对无机氮去除特性分析 |
| 3.3.3 有机氮化物对无机氮去除特性分析 |
| 3.3.4 养殖饵料对细胞生长和无机氮的去除 |
| 3.3.5 流加亚硝酸盐对细胞生长和无机氮的去除 |
| 3.4 讨论 |
| 第4章 环境光、氧因子对紫色硫细菌YL28脱氮特性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料 |
| 4.2.2 体系设置 |
| 4.2.3 方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 光照强度对M.gracile YL28氮转化过程的影响 |
| 4.3.2 光照强度对菌体光合色素合成的影响 |
| 4.3.3 光周期对M.gracile YL28生长和脱氮特性的影响 |
| 4.3.4 装样量对唯一氮源体系氮转化能力分析 |
| 4.3.5 装样量对M.gracile YL28脱氮和细菌光合色素合成的影响 |
| 4.3.6 响应面法分析微生物调节剂脱氮特性 |
| 4.4 讨论 |
| 第5章 基于高通量测序分析法揭示紫色硫细菌YL28对海水养殖水体群落结构的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 材料 |
| 5.2.2 研究体系构建和管理 |
| 5.2.3 方法 |
| 5.2.4 序列分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 沉积物与上覆水体理化性质 |
| 5.3.2 沉积物样本差异性分析 |
| 5.3.3 细菌群落结构的Chao1和Shannon指数分析 |
| 5.3.4 细菌群落结构的PCA、PCoA和nMDS分析 |
| 5.3.5 环境因子、样本与细菌群落间的相互作用关系 |
| 5.3.6 各分类水平上优势菌群及弧菌的变化 |
| 5.3.7 物种系统进化关系及差异显着物种丰度变化分析 |
| 5.3.8 基于OTUs序列的物种进化关系分析 |
| 5.4 讨论 |
| 第6章 基于16SrRNA的细菌功能预测与氮代谢相关功能基因定量分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 材料 |
| 6.2.2 研究体系构建和管理 |
| 6.2.3 方法 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 环境中细菌功能预测分析 |
| 6.3.2 基于OTUs序列的氮代谢相关物种进化关系分析 |
| 6.3.3 模式菌株氮代谢相关基因统计 |
| 6.3.4 氨氧化细菌(AOB)和氨氧化古菌(AOA)定量分析 |
| 6.3.5 AOB氮代谢功能基因定量分析 |
| 6.4 讨论 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文和研究成果 |
（5）光合细菌去除养殖废水中无机氮磷的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 养殖废水污染现状 |
| 1.1.1 养殖废水中无机氮磷的危害 |
| 1.1.2 脱氮除磷传统方法 |
| 1.1.3 养殖废水处理的研究现状 |
| 1.2 光合细菌的介绍 |
| 1.2.1 光合细菌的分类 |
| 1.2.2 光合细菌的主要特征 |
| 1.2.3 光合细菌的应用 |
| 1.3 光合细菌处理废水的研究进展 |
| 1.3.1 光合细菌处理废水的研究现状 |
| 1.3.2 光合细菌处理废水的应用前景 |
| 1.4 本研究内容与意义 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌株 |
| 2.1.2 试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.1.4 主要溶液和模拟养殖废水的配制 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 干重的测定 |
| 2.2.2 氨氮浓度测定 |
| 2.2.3 磷酸盐浓度测定 |
| 2.2.4 硫酸盐浓度测定 |
| 2.2.5 COD浓度测定 |
| 2.2.6 光合色素的提取 |
| 2.2.7 光合色素稳定性测定 |
| 2.2.8 数据分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 初始pH值对菌株P2脱氮除磷能力的影响 |
| 3.1.1 细胞量 |
| 3.1.2 pH值 |
| 3.1.3 氨氮 |
| 3.1.4 磷酸盐 |
| 3.1.5 COD |
| 3.1.6 光合色素 |
| 3.2 NaCl浓度对光合细菌脱氮除磷能力的影响 |
| 3.2.1 细胞量 |
| 3.2.2 氨氮 |
| 3.2.3 磷酸盐 |
| 3.2.4 COD |
| 3.2.5 硫酸盐 |
| 3.2.6 光合色素 |
| 3.3 接种率(体积比)对光合细菌脱氮除磷能力的影响 |
| 3.3.1 细胞量 |
| 3.3.2 氨氮 |
| 3.3.3 磷酸盐 |
| 3.3.4 COD |
| 3.3.5 硫酸盐 |
| 3.3.6 光合色素 |
| 3.4 温度、pH值、碳酸氢钠和苯甲酸钠浓度对光合色素稳定性的影响 |
| 3.4.1 温度 |
| 3.4.2 pH值 |
| 3.4.3 碳酸氢钠浓度 |
| 3.4.4 苯甲酸钠浓度 |
| 4 结论 |
| 4.1 全文总结 |
| 4.2 论文的创新点 |
| 4.3 论文的不足之处 |
| 5 展望 |
| 6 参考文献 |
| 7 攻读硕士学位期间发表论文情况 |
| 8 致谢 |
（6）渔用光合细菌菌剂对水体氮磷营养盐和微生物群落的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 光合细菌的生物学特性及功能 |
| 1.1.1 光合细菌的生物学特性 |
| 1.1.2 光合细菌的功能 |
| 1.1.2.1 净化水体 |
| 1.1.2.2 营养功能 |
| 1.1.2.3 增强动植物抗病力和抵抗力 |
| 1.1.2.4 产氢功能 |
| 1.1.2.5 在食品工业中的应用 |
| 1.2 养殖池塘环境营养特征及养殖生产对环境的影响 |
| 1.2.1 养殖池塘环境营养特征 |
| 1.2.2 养殖生产对养殖环境的影响 |
| 1.3 光合细菌在水产养殖中的应用 |
| 1.3.1 光合细菌在水产养殖中的作用 |
| 1.3.1.1 净化养殖水体环境 |
| 1.3.1.2 提高养殖生物的抗病能力 |
| 1.3.1.3 促进养殖生物健康生长 |
| 1.3.2 光合细菌净化水质的作用机理 |
| 1.3.3 常用渔用光合细菌的种类 |
| 1.3.4 光合细菌菌剂的国内现状 |
| 1.4 光合细菌对养殖环境的影响 |
| 1.4.1 光合细菌对养殖水体氮磷营养盐的影响 |
| 1.4.2 光合细菌对养殖水体微生物群落的影响 |
| 1.5 本研究的目的及意义 |
| 1.6 本研究的技术路线 |
| 第二章 光合细菌菌剂PG的优势菌组成及氮循环相关功能基因分析 |
| 2.1 菌剂PG的优势菌组成分析 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.1.1 菌剂来源 |
| 2.1.1.2 培养基 |
| 2.1.1.3 实验器材及设备 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.2.1 菌剂PG的总菌数量分析 |
| 2.1.2.2 双层平板培养法 |
| 2.1.2.3 菌剂PG优势菌组成分析 |
| 2.1.2.4 菌剂PG中的光合细菌数量分析 |
| 2.1.3 数据分析 |
| 2.1.4 实验结果 |
| 2.1.4.1 菌剂PG总菌量分析 |
| 2.1.4.2 菌剂PG活菌与否分析 |
| 2.1.4.3 菌剂PG优势菌组成分析 |
| 2.1.4.4 菌剂PG中的光合细菌数量分析 |
| 2.1.5 讨论与小结 |
| 2.1.5.1 讨论 |
| 2.1.5.2 小结 |
| 2.2 菌剂PG氮循环相关微生物功能基因含量及携带该基因微生物群落结构分析 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.1.1 菌剂来源 |
| 2.2.1.2 实验器材及设备 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.2.1 基因组DNA的提取 |
| 2.2.2.2 功能基因含量检测 |
| 2.2.2.3 携带功能基因的微生物群落结构分析 |
| 2.2.3 数据分析 |
| 2.2.4 实验结果 |
| 2.2.4.1 菌剂PG中氮循环相关功能基因定量分析 |
| 2.2.4.2 菌剂PG中携带功能基因的微生物群落分析 |
| 2.2.5 讨论与小结 |
| 2.2.5.1 讨论 |
| 2.2.5.2 小结 |
| 第三章 不同条件下菌剂PG对实验水体氮磷营养盐和微生物群落的影响 |
| 3.1 低氮弱光条件下菌剂PG对实验水体的影响 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.1.1 菌剂来源 |
| 3.1.1.2 实验体系的构建 |
| 3.1.1.3 实验器材及设备 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.2.1 菌剂PG对实验水体氮磷营养盐的作用 |
| 3.1.2.2 菌剂PG对实验水体微生物群落的影响 |
| 3.1.3 数据分析 |
| 3.1.4 实验结果 |
| 3.1.4.1 菌剂PG对实验水体氮磷营养盐的作用分析 |
| 3.1.4.2 实验结束时水体细菌数量和微生物群落结构分析 |
| 3.1.5 讨论与小结 |
| 3.1.5.1 讨论 |
| 3.1.5.2 小结 |
| 3.2 高氮弱光条件下菌剂PG对实验水体的影响 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.1.1 菌剂来源 |
| 3.2.1.2 实验体系的构建 |
| 3.2.1.3 实验器材及设备 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.2.1 菌剂PG对实验水体氮磷营养盐的作用 |
| 3.2.2.2 菌剂PG对实验水体微生物群落的影响 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.2.4 实验结果 |
| 3.2.4.1 菌剂PG对实验水体氮磷营养盐的作用分析 |
| 3.2.4.2 水体细菌数量和微生物群落结构分析 |
| 3.2.5 讨论与小结 |
| 3.2.5.1 讨论 |
| 3.2.5.2 小结 |
| 3.3 高氮强光条件下菌剂PG对实验水体的影响 |
| 3.3.1 实验材料 |
| 3.3.1.1 菌剂来源 |
| 3.3.1.2 实验体系的构建 |
| 3.3.1.3 实验器材及设备 |
| 3.3.2 实验方法 |
| 3.3.2.1 菌剂PG对实验水体氮磷营养盐的作用 |
| 3.3.2.2 菌剂PG对实验水体微生物群落的影响 |
| 3.3.3 数据分析 |
| 3.3.4 实验结果 |
| 3.3.4.1 菌剂PG对实验水体氮磷营养盐的作用分析 |
| 3.3.4.2 水体细菌数量和微生物群落结构分析 |
| 3.3.5 讨论与小结 |
| 3.3.5.1 讨论 |
| 3.3.5.2 小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士期间发表论文及参加会议情况 |
| 致谢 |
（7）光合细菌和β-葡聚糖在凡纳滨对虾养殖中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 1.光合细菌研究概述 |
| 1.1 光合细菌研究现状 |
| 1.2 光合细菌在水产养殖中的应用研究 |
| 1.2.1 净化养殖水体 |
| 1.2.2 提高抗病能力 |
| 1.2.3 促进生长 |
| 1.2.4 生物饵料 |
| 1.2.5 饲料添加剂 |
| 2.β-葡聚糖研究概述 |
| 2.1 β-葡聚糖研究现状 |
| 2.2 β-葡聚糖在水产养殖上的应用 |
| 3.本次研究目的和意义 |
| 第一章 饲料喷涂光合细菌对凡纳滨对虾生长、消化酶和肠道微生物的影响 |
| 1.1 材料和方法 |
| 1.1.1 试验虾苗及管理 |
| 1.1.2 试验设置 |
| 1.1.3 试验样品的采集 |
| 1.1.4 消化酶的测定 |
| 1.1.5 DNA的抽提与质检 |
| 1.1.6 目标区域扩增及产物纯化 |
| 1.1.7 数据分析 |
| 1.2 结果 |
| 1.2.1 不同光合细菌喷涂饲料对凡纳滨对虾生长及肝胰腺消化酶活性的影响 |
| 1.2.2 不同光合细菌喷涂饲料对凡纳滨对虾肠道微生物群多样性及丰富度的影响 |
| 1.2.3 不同光合细菌喷涂饲料对凡纳滨对虾肠道主要微生物群组成及变化 |
| 1.2.3.1 肠道微生物群在纲阶元上的差异 |
| 1.2.3.2 肠道微生物群在属阶元上的差异 |
| 1.3 讨论 |
| 1.4 小结 |
| 第二章 养殖过程中定期使用光合细菌对凡纳滨对虾养殖的影响 |
| 第一节 使用光合细菌对凡纳滨对虾养殖塘水质、水体微生物和藻类的影响 |
| 2.1.1 材料和方法 |
| 2.1.1.1 实验地点 |
| 2.1.1.2 试验设置与管理 |
| 2.1.1.3 试验样品的采集及分析检测 |
| 2.1.1.4 DNA的抽提与质检 |
| 2.1.1.5 目标区域扩增及产物纯化 |
| 2.1.1.6 数据分析 |
| 2.1.2 结果 |
| 2.1.2.1 泼洒光合细菌对凡纳滨对虾养殖池塘水质的影响 |
| 2.1.2.2 泼洒光合细菌对凡纳滨对虾养殖池塘藻相的影响 |
| 2.1.2.3 泼洒光合细菌对凡纳滨对虾养殖池塘水体细菌组成的影响 |
| 2.1.2.4 细菌群落与环境因子间的CCA分析 |
| 2.1.3 讨论 |
| 2.1.3.1 光合细菌对水质与微藻的影响 |
| 2.1.3.2 光合细菌的使用对水体微生物 |
| 2.1.4 小结 |
| 第二节 使用光合细菌对凡纳滨对虾生长、肠道微生物、消化酶和免疫相关基因表达的影响 |
| 2.2.1 材料和方法 |
| 2.2.1.1 实验地点 |
| 2.2.1.2 试验设置与管理 |
| 2.2.1.3 试验样品的采集及分析检测 |
| 2.2.1.4 RNA的抽提与荧光定量 |
| 2.2.1.5 DNA的抽提与质检 |
| 2.2.1.6 目标区域扩增及产物纯化 |
| 2.2.1.7 数据分析 |
| 2.2.2 结果 |
| 2.2.2.1 对虾的生长及产量情况 |
| 2.2.2.2 光合细菌的使用对凡纳滨对虾肝胰腺消化酶的影响 |
| 2.2.2.3 光合细菌的使用对凡纳滨对虾肠道微生物组成的影响 |
| 2.2.2.4 光合细菌使用对凡纳滨对虾免疫相关基因mRNA表达的影响 |
| 2.2.3 讨论 |
| 2.2.3.1 光合细菌的使用对凡纳滨对虾肝胰腺消化酶的影响 |
| 2.2.3.2 光合细菌的使用对凡纳滨对虾肠道微生物组成的影响 |
| 2.2.3.3 光合细菌使用对凡纳滨对虾免疫相关基因mRNA表达的影响 |
| 2.2.4 小结 |
| 第三章 养殖中使用β-葡聚糖对凡纳滨对虾生长、体组成、消化酶和免疫相关基因表达的影响 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 试验饲料制备 |
| 3.1.2 试验的设置与虾养殖管理 |
| 3.1.3 试验样品采集 |
| 3.1.4 副溶血弧菌人工急性感染实验 |
| 3.1.5 鳃组织中溶菌酶、Toll受体和IMD mRNA表达量的测定 |
| 3.1.6 数据处理 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 β-葡聚糖对凡纳滨对虾生长影响 |
| 3.2.2 β-葡聚糖对凡纳滨对虾肌肉常规组成影响 |
| 3.2.3 β-葡聚糖对凡纳滨对虾消化酶影响 |
| 3.2.4 β-葡聚糖对凡纳滨对虾抗副溶血弧菌能力影响 |
| 3.2.5 β-葡聚糖对感染副溶血弧菌的凡纳滨对虾鳃组织中免疫相关基因表达的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 β-葡聚糖对凡纳滨对虾生长的影响 |
| 3.3.2 β-葡聚糖对凡纳滨对虾消化酶影响 |
| 3.3.3 β-葡聚糖对凡纳滨对虾免疫抗菌能力的影响 |
| 3.4 小结 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（8）4种因子对玫瑰红红球菌XH2氨氮去除效果的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.1.1 菌株 |
| 1.1.2 培养基 |
| 1.2 菌株鉴定 |
| 1.2.1 16S rDNA序列分析 |
| 1.2.2 Biolog系统细菌鉴定 |
| 1.3 不同因子对菌株XH2生长及其氨氮去除效果的影响 |
| 1.3.1 盐度 |
| 1.3.2 pH |
| 1.3.3 温度 |
| 1.3.4 通气量 |
| 1.4 数据分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 菌株XH2的鉴定 |
| 2.2 盐度对菌株XH2生长及其氨氮去除效果的影响 |
| 2.3 pH对菌株XH2生长及其氨氮去除效果的影响 |
| 2.4 温度对菌株XH2生长及其氨氮去除效果的影响 |
| 2.5 通气量对菌株XH2生长及其氨氮去除效果的影响 |
| 3 讨论 |
（9）4种理化因子对菌株XH1硝化效果的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试菌株 |
| 1.2 培养基、主要试剂和仪器 |
| 1.3 不同因子对菌株XH1生长及其硝化效果的影响 |
| 1.3.1 盐度 |
| 1.3.2 p H |
| 1.3.3 温度 |
| 1.3.4 通气量 |
| 1.4 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 盐度对菌株XH1生长及其硝化效果的影响 |
| 2.2 pH对菌株XH1生长及其硝化效果的影响 |
| 2.3 温度对菌株XH1生长及其硝化效果的影响 |
| 2.4 通气量对菌株XH1生长及其硝化效果的影响 |
| 3 讨论与结论 |
（10）陆基可控生态精养系统水质调控研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 我国养殖产业存在的问题 |
| 1.2.1 粗放型养殖和普通温室养殖存在的问题 |
| 1.2.2 陆基封闭型循环水养殖系统存在的问题 |
| 1.3 陆基可控生态精养系统 |
| 1.4 养殖水体中主要污染物 |
| 1.4.1 水产养殖污染物的主要来源 |
| 1.4.2 氨氮与亚硝态氮 |
| 1.5 养殖水体污染物处理方法 |
| 1.5.1 物理学方法 |
| 1.5.2 化学方法 |
| 1.5.3 生物学方法 |
| 1.6 水体浮游植物多样性指标 |
| 1.7 环境因子对水产养殖水体的影响 |
| 1.7.1 温度对水产养殖水体的影响 |
| 1.7.2 光照强度和光周期对水产养殖水体的影响 |
| 1.7.3 超声波作用 |
| 1.7.3.1 超声波对生物的影响 |
| 1.7.3.2 超声波在水产养殖上的应用 |
| 1.8 课题研究意义 |
| 1.9 课题研究内容和创新之处 |
| 1.9.1 研究内容 |
| 1.9.2 创新之处 |
| 第二章 不同种(属)浮游植物对养殖水体污染物降解能力研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 试验仪器与材料 |
| 2.2.1 试验仪器 |
| 2.2.2 试验试剂 |
| 2.2.3 试验藻株 |
| 2.2.4 养殖污水和饵料 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 浮游植物接种、培养及水质测定 |
| 2.3.2 浮游植物计数 |
| 2.3.3 浮游植物分类与定性 |
| 2.3.4 养殖水质测定 |
| 2.3.5 数据统计分析 |
| 2.4 试验结果 |
| 2.4.1 不同种(属)浮游植物在养殖污水中生长状况 |
| 2.4.2 不同种(属)浮游植物对养殖污水中污染物降解效果 |
| 2.5 讨论 |
| 第三章 不同温度对养殖水体浮游植物群落结构的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 试验仪器与材料 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.3 试验方法 |
| 3.3.1 试验条件与方法 |
| 3.3.2 浮游植物丰度计算与分类定性 |
| 3.3.3 浮游植物群落多样性指标检测 |
| 3.3.4 叶绿素含量检测 |
| 3.3.5 养殖水体氨氮检测 |
| 3.3.6 数据统计分析 |
| 3.4 试验结果 |
| 3.4.1 不同温度对水产养殖水体浮游植物生物量影响 |
| 3.4.2 不同温度条件对养殖水体浮游植物群落结构影响 |
| 3.4.3 不同温度对养殖水体氨氮含量的影响 |
| 3.5 讨论 |
| 第四章 不同光照强度对养殖水体浮游植物群落结构的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 试验仪器与材料 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.3 试验方法 |
| 4.3.1 试验方法 |
| 4.3.2 浮游植物丰度计算与分类定性 |
| 4.3.3 浮游植物群落多样性指标检测 |
| 4.3.4 叶绿素含量的检测 |
| 4.3.5 养殖水体氨氮检测 |
| 4.4 试验结果 |
| 4.4.1 不同光照强度对养殖水体浮游植物生物量的影响 |
| 4.4.2 不同光照对养殖水体浮游植物群落多样性影响 |
| 4.4.3 不同光照强度对养殖水体氨氮含量的影响 |
| 4.5 讨论 |
| 第五章 不同光周期对养殖水体浮游植物群落结构的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 试验仪器和材料 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.3 试验方法 |
| 5.3.1 试验方法 |
| 5.3.2 浮游植物丰度计算与分类定性 |
| 5.3.3 浮游植物群落多样性指标检测 |
| 5.3.4 叶绿素含量的检测 |
| 5.3.5 养殖水体氨氮检测 |
| 5.4 试验结果 |
| 5.4.1 不同光周期对养殖水体浮游植物生物量的影响 |
| 5.4.2 不同光周期对养殖水体浮游植物生物群落及多样性的影响 |
| 5.4.3 不同光周期对养殖水体氨氮含量的影响 |
| 5.5 讨论 |
| 第六章 不同频率超声波对养殖水体浮游植物群落结构的影响 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 试验仪器及材料 |
| 6.2.1 试验仪器及试剂 |
| 6.3 试验方法 |
| 6.3.1 试验条件与方法 |
| 6.3.2 浮游植物丰度计算与分类定性 |
| 6.3.3 浮游植物群落多样性指标检测 |
| 6.3.4 养殖水体氨氮检测 |
| 6.4 试验结果 |
| 6.4.1 不同频率超声波对养殖水体浮游植物生物量的影响 |
| 6.4.2 不同频率超声波对养殖水体浮游植物群落生物多样性的影响 |
| 6.4.3 不同频率超声波对养殖水体氨氮含量影响 |
| 6.5 讨论 |
| 第七章 陆基可控生态精养水质调控中试生产探究 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 试验材料与方法 |
| 7.2.1 试验试剂 |
| 7.2.2 试验材料 |
| 7.2.2.1 试验用鱼 |
| 7.2.2.2 试验饵料 |
| 7.2.3 试验条件 |
| 7.3 试验方法 |
| 7.3.1 前期准备 |
| 7.3.2 鱼苗投放 |
| 7.3.3 养殖管理 |
| 7.3.4 水质调控 |
| 7.3.5 养殖数据检测 |
| 7.3.6 养殖水体悬浮物检测 |
| 7.3.7 浮游植物丰度检测 |
| 7.3.8 浮游植物群落多样性指标检测 |
| 7.3.9 水质检测 |
| 7.4 试验结果 |
| 7.4.1 养殖效果统计 |
| 7.4.2 养殖过程中水质指标 |
| 7.4.3 中试生产过程中养殖水体浮游生物情况 |
| 7.5 讨论 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
四、水质净化作用菌光合细菌PS2的生物学特性及环境因子对其生长的影响（论文参考文献）
- [1]阳宗海砷污染记录及砷迁移转化机制研究[D]. 张扬. 云南师范大学, 2021(09)
- [2]不产氧光合细菌氮代谢新途径的挖掘与环境调控机制[D]. 朱笔通. 华侨大学, 2020(01)
- [3]水源水库好氧不产氧光合细菌种群结构与脱氮特性研究[D]. 王燕. 西安建筑科技大学, 2020
- [4]紫色硫细菌Marichromatium gracile YL28对海水养殖水体氮污染的生物修复[D]. 张晓波. 华侨大学, 2019(01)
- [5]光合细菌去除养殖废水中无机氮磷的研究[D]. 关月. 天津科技大学, 2019(07)
- [6]渔用光合细菌菌剂对水体氮磷营养盐和微生物群落的影响[D]. 信艳杰. 上海海洋大学, 2019(03)
- [7]光合细菌和β-葡聚糖在凡纳滨对虾养殖中的应用研究[D]. 汪毅. 上海海洋大学, 2019(07)
- [8]4种因子对玫瑰红红球菌XH2氨氮去除效果的影响[J]. 田雅洁,曹煜成,胡晓娟,黄小帅,徐煜,许云娜,李卓佳,文国梁. 渔业科学进展, 2018(06)
- [9]4种理化因子对菌株XH1硝化效果的影响[J]. 胡晓娟,文国梁,田雅洁,黄小帅,徐煜,许云娜,李卓佳,曹煜成. 微生物学通报, 2019(06)
- [10]陆基可控生态精养系统水质调控研究[D]. 高俊晖. 福州大学, 2018(03)