一、丙酮处理酵母菌吸附铅前后红外光谱分析比较（论文文献综述）
张丰生[1]（2021）在《酵母菌对重金属铅吸附及抗性机理的研究》文中认为重金属铅对人类健康造成的危害一直存在,虽然生物修复重金属铅污染的研究比较热门,但对于酵母菌重金属铅抗性和吸附机理的研究尚处于起步阶段。针对此问题本试验以3株前期分离自内蒙古重金属污染区的吸附和抗性各不相同的异常威克汉姆酵母（Wickerhamomyces anomalus）QF-1-1、胶红酵母（Rhodotorula mucilaginosa）QD-2-6、金佩梅奇酵母（Metschnikowia chrysoperlae）QK-1-5为研究对象,首先对3株酵母菌进行吸附铅能力和抗铅水平的测定,然后运用透射电镜（TEM）、傅里叶红外光谱（FTIR）等现代分析技术和Pb2+胁迫下细胞内活性物质的动态变化,揭示3株酵母菌对Pb2+的吸附及抗性机理。最后通过对W.anomalus QF-1-1进行基因组测序,预测该酵母菌中与重金属铅吸附及抗性相关的基因并测定相关基因的表达量。W.anomalus QF-1-1对Pb2+的吸附能力及抗性水平高于R.mucilaginosa QD-2-6和M.chrysoperlae QK-1-5,100 mg/L Pb2+浓度时,对Pb2+吸附率可达99.28±0.25%,几乎完全吸附;抗Pb2+胁迫能力分别为8000 mg/L、6000 mg/L、4000 mg/L。W.anomalus QF-1-1和M.chrysoperlae QK-1-5对Pb2+的吸附机理以细胞壁基团（-OH、-C-N-和-NH等）与Pb2+络合沉淀为主,以及胞内积累和离子交换机理共同作用。R.mucilaginosa QD-2-6对Pb2+的吸附机理只有细胞壁基团与Pb2+络合沉淀和胞内积累。Pb2+胁迫时通过增加可溶性蛋白含量、抗氧化酶（SOD、POD、CAT）活性和谷胱甘肽含量来提高菌体对Pb2+抵抗能力,其中W.anomalus QF-1-1和R.mucilaginosa QD-2-6清除Pb2+诱导的氧化损伤能力强于M.chrysoperlae QK-1-5。W.anomalus QF-1-1对Pb2+有高吸附高抗性的原因是表面大量官能基团、褶皱导致的表面吸附能力,胞内积累能力以及清除Pb2+诱导的氧化损伤能力都强于M.chrysoperlae QK-1-5。R.mucilaginosa QD-2-6对Pb2+低吸附高抗性的原因是不具有离子交换能力,参与Pb2+吸附的官能团含量和胞内积累能力都较低,但对Pb2+的胁迫能及时做出应激防御。因此,在Pb2+胁迫下菌体应同时具有高应激防御机制和高表面吸附能力才能对Pb2+高抗性及高吸附。对重金属铅有高吸附高抗性的W.anomalus QF-1-1基因组经组装后长度为15,501,755 bp、GC含量为34.01%、编码基因6446个、2个5S r RNA、435个t RNA和93条散在重复序列。通过GO、KEGG和COG数据库中共注释预测到63个可能参与重金属吸附、转运、区隔等过程密切相关的ABC转运蛋白和抗氧化基因。并且Pb2+的胁迫能显着提高SODC、CTT、HSP12、VAN1、TSL1等与吸附及抗性相关基因的表达,其中抗氧化物酶活力变化与抗氧化物酶基因表达的变化基本一致。
华景秋[2]（2021）在《利用芽孢杆菌在高盐浓度下生产微生物絮凝剂的机理及应用研究》文中研究表明传统的化学絮凝剂处理废水的效果明显,但是他们会造成二次污染,对自然和生物都会产生危害。同时会产生大量含有这些化学絮凝剂的污泥,增加了后续处理的成本。微生物絮凝剂是由微生物生长过程中向体外分泌的生物高分子有机物,其主要成分为多糖和蛋白质,其在自然环境下可自行降解,无残留、无二次污染。微生物絮凝剂具有丰富的官能团丰富和较高的环境效益,近年来,它被应用到多个领域,例如吸附重金属、去除染料和合成纳米粒子等。目前生物絮凝剂的生产方法既耗时又昂贵,限制了其推广和商业化。例如,微生物絮凝剂平均生产周期通常需要几百个小时,需要提供底物和营养。此外,微生物絮凝剂生产过程需要采用高温灭菌技术。因此,降低微生物絮凝剂的生产成本和研究微生物絮凝剂应用的机制是解决目前微生物絮凝剂在废水中应用问题的关键。研究表明,大多数菌株在高盐的环境下容易受到等离子体分解的影响,就像加热效应一样。因此,我们希望可以利用高盐的条件取代传统的灭菌技术。在前人的研究中可以发现芽孢杆菌具有较强的高盐耐受性,并且芽胞杆菌分泌的胞外聚合物具有丰富的羧基,氨基,羟基等基团为吸附重金属提供了大量的吸附位点。利用芽孢杆菌可以在高盐条件下分泌微生物絮凝剂的特点,可以将难以处理的高盐废水作为廉价培养基减少生产微生物絮凝剂的成本。同时,可以减少生产微生物絮凝剂过程中灭菌这一环节可以简化流程,节约能源。据此,实验拟将芽孢杆菌分泌的微生物絮凝剂作为重金属吸附剂,利用芽孢杆菌可以在高盐的条件下生长的特性开发一种新型低廉高效的生物吸附剂。针对目前对于高盐浓度对芽孢杆菌生产微生物絮凝剂的影响以及对微生物絮凝剂吸附重金属的机制还不明确等问题,我们利用多种技术分析在盐胁迫下分泌的微生物絮凝剂的产量,组成结构,理化性质以及对重金属的去除效率,建立微生物絮凝剂吸附重金属的机理模型。通过本课题的研究我们有望找到一条经济、有效的提高重金属吸附效果的新途径,并为微生物絮凝剂吸附重金属的理论及技术研究提供可靠的理论依据和技术指导。本论文主要研究结论如下:1.芽孢杆菌在高盐条件下制备微生物絮凝剂及其絮凝效果:在高盐条件下,芽孢杆菌生产微生物絮凝剂的产量为2.4 g/L左右。高盐条件下生产的微生物絮凝剂需要和阳离子助凝剂Fe3+联用才能对高岭土颗粒有较好的絮凝效果。微生物絮凝剂的最佳絮凝条件为添加120 mg/L微生物絮凝剂和0.4 m M Fe3+。微生物絮凝剂具有较好的耐热性能,并且在较宽的p H范围内对高岭土颗粒表现出较高的絮凝率,絮凝率都保持在90%以上,说明其在实际运用中有广泛的前景。2.絮凝剂的表征及絮凝机理:高盐条件下生产的微生物絮凝剂主要是由54.17%的多糖,32.68%左右的蛋白质以及23.52%的其他物质组成的。三维荧光光谱图中可以看出是絮凝剂样品中含有类色氨酸相关的蛋白和类酪氨酸相关的蛋白。经过红外光谱和X射线光电子能谱分析发现微生物絮凝剂样品主要是由C、N、O组成并且含有丰富的羟基、羧基和氨基等基团。环境扫描电镜图谱中可以看出样品是网状结构且表面具有丰富的孔隙。通过对絮凝土沉淀物的显微镜观察,絮凝前后Zeta电位变化分析,絮凝活性组分分析以及高岭土和微生物絮凝剂结合键分析,可以判断出絮凝过程中主要作用机理是电中和和吸附架桥。3.微生物絮凝剂对重金属的吸附研究:高盐条件下生产的微生物絮凝剂对Pb2+、Cr6+和Cu2+的去除率为Pb2+>Cu2+>Cr6+。微生物絮凝剂吸附重金属的实验中,微生物絮凝剂对Pb2+的最大吸附容量为485.09 mg/g,对Cr6+的最大吸附容量为175.86 mg/g,对Cu2+的最大吸附容量为205.18 mg/L。微生物絮凝剂吸附重金属的过程中不是简单的单层吸附,其中所发生的反应较为复杂。化学吸附是整个吸附过程中主要的限速步骤。同一种微生物絮凝剂对三种重金属离子的吸附容量和吸附速率不同,可能是由于吸附过程中发挥作用的组分和金属离子不同造成的。4.微生物絮凝剂吸附重金属的机理:通过微生物絮凝剂吸附三种重金属前后的红外光谱图,我们可以发现微生物絮凝剂吸附重金属的过程中,微生物絮凝剂中蛋白质、多糖和核酸等组分中的基团都发挥作用。吸附不同的重金属离子,微生物絮凝剂中发挥作用的基团也存在不同。根据三维荧光光谱数据拟合结果,我们可以发现微生物絮凝剂吸附过程中蛋白质和类腐殖质组分与重金属结合。扫描电镜图可以看出微生物絮凝剂为多孔结构为重金属吸附提供了丰富的位点。从SEM-EDX图中我们可以发现吸附过程中重金属和微生物絮凝剂表面的K+和Mg2+发生了离子交换反应,说明离子交换在吸附过程中发挥重要作用。通过将去除蛋白前后的微生物絮凝剂对重金属的去除率对比以及红外光谱、三维荧光光谱和扫描电镜能谱等方法对微生物絮凝剂吸附重金属的机理进行探究,我们可以发现微生物絮凝剂吸附重金属主要作用为表面络合,静电吸附和离子交换。
李丽杰[3]（2020）在《酵母菌对重金属Pb2+的吸附特性、机理及抗性机制研究》文中认为重金属铅通过空气、水、土壤的污染残存于食品、饲料中,并对人类、动物健康造成严重的威胁仍是难以解决的问题。应用于食品、饲料、人体、动物体的重金属生物吸附剂研究较少,并且大多集中于乳酸菌。酵母菌和乳酸菌可以进行混菌发酵,补充单一乳酸菌发酵应用的不足,很大程度的解决重金属污染对食品、人类、动物造成的危害。本文以前期分离自内蒙古重金属污染区的6株高吸附铅、不同铅抗性的酵母菌为研究对象,首先对6株酵母菌进行抗不良环境威胁迫能力和抗氧化能力的测定,对筛选到的优秀菌株探究其吸附特性和吸附机制,通过转录组学技术对其抗高浓度铅的机制进行解析,最后通过动物模型验证其缓解铅中毒的效果。主要研究结果如下:首先以酸碱、NaCl耐受能力、模拟胃肠道环境下的生存能力以及抗氧化能力为评价指标对6株菌有益特性进行筛选,发现6株菌对酸碱具有较高的抗性,均能通过胃肠道的pH值环境,在pH值6时W.anomalus QF11的长势最好;5株菌对小于6%NaCl具有耐受能力,W.anomalus QF11和W.anomalus QD28耐受能力最强;对5株菌模拟胃肠液的存活率研究发现,W.anomalus QF11、M.chrysoperlae QK15、M.chrysoperlae QE112 3株菌在模拟胃液和肠液中的存活率均较高,模拟肠液8h后,活性最高的W.anomalus QF11存活率为75.42%;对3株菌进行DPPH·清除率、羟自由基清除率、超氧阴离子清除率以及抗脂质过氧化能力的测定表明,3株菌均表现出一定的清除DPPH.、羟基自由基、超氧阴离子自由基和抑制脂质过氧化的能力,尤其是抑制脂质过氧化能力远高于Vc（100mg/mL）。选择2个菌属且对铅抗性能力不同的W.anomalus QF11和M.chrysoperlae QK15进行后续试验。以吸附量为评价指标,通过考察环境因素对W.anomalus QF11和M.chrysoperlae QK15吸附铅的影响,解析2株菌体外吸附铅离子的特性。结果表明,pH值、Pb2+液质量浓度、吸附时间对2株菌的影响趋势相同,菌体质量浓度对2株菌的影响不完全相同。利用响应面优化法,对2株菌株吸附铅的特性进行优化。Wanomalus QF11对铅最优吸附参数为菌体浓度10.64g/L,铅浓度81.63mg/L,pH值5.42,此时预测值为7.81mg/g。M.chrysoperlae QK15对铅最优吸附参数为菌体浓度12.46g/L,铅浓度110.32mg/L,pH值5.51,此时吸附量预测值为5.80mg/g。通过化学试剂处理试验、吸附稳定性试验、扫描电镜和透射电镜结合能谱试验以及基团掩蔽、傅里叶红外光谱试验阐明2株菌对铅的吸附机制。结果发现,2株菌吸附的铅绝大部分都会被解析下来,证明2株菌对铅的吸附机理主要是表面吸附;扫描电镜、透射电镜结合能谱可直观证明2株菌确实存在对铅的吸附,并且主要是菌体表面吸附,只有一少部分胞内积累;菌体吸附重金属的主要部位在细胞壁上,且菌体表面氨基、羧基、磷酸基在吸附铅过程中起到重要作用;参与吸附铅的基团有细胞壁上蛋白质酰胺I带、胺基中的-C-N-、-OH、-NH、磷酸基团（P=O、P-OH、PO43-）、细胞壁上的多糖成分、细胞膜上的-CH2基团等。采用转录组学技术对Wanomalus QF11抗铅机制进行研究。结果发现对照组和铅处理组之间差异显着表达的基因共有3638个,其中显着上调的为1724个,显着下调的为1914个。3638个差异基因显着富集在29条GO term上（Padjust<0.05）。差异基因主要涉及ncRNA代谢过程（223个）、胞质部分（1172个）、非膜结合细胞器（347个）、核糖核蛋白复合体（342个）等。KEGG pathway显着富集分析结果为,3638个差异基因参与2条代谢通路,分别是翻译通路（Translation）和能量代谢通路（Energy metabolism）（Padjust<0.05）。此外,海藻糖生物合成、对细胞损伤进行修复的热激蛋白、抗氧化酶、以及谷胱甘肽代谢通路的大量基因表达上调,编码转运蛋白的一些基因表达既有上调又有下调,W.anomalus QF11耐铅机制涉及诸多代谢过程和生物合成过程。通过测定铅暴露模型组及W.anomalus QF11干预组大鼠粪便、组织、血液中铅含量以及肝脏中的氧化应激相关指标,并对大鼠组织切片进行病理观察,评价W.anomalus QF11对铅中毒的缓解效果。结果发现,与空白组比较,铅模型组大鼠已达到中度铅中毒和重度铅中毒,建模成功;与铅模型组比较,干预组大鼠血液、肝脏、肾脏、脑中的铅含量均在一定程度降低,与此同时粪便中铅含量提高,对于中度铅中毒的干预效果高于重度铅中毒;菌对照组及空白组大鼠肝、肾及脑组织完整正常,模型组大鼠出现肝水肿、狄氏腔显现,肾小管上皮细胞淡染,颗粒变性,部分上皮细胞脱落,脑出血灶面积大,数量多,并且出现脑水肿。
乔楠[4]（2020）在《糖蜜及高浓度啤酒废水发酵产絮凝剂采收油脂酵母的效能与机理研究》文中指出可再生能源的迅速发展,能够在一定程度上缓解“更多能源、更低碳排放”的压力。生物柴油是一种典型的“绿色可再生能源”。微生物油脂是具有潜力的生产生物柴油的原料,而油脂酵母由于产油量高、生长速度快、易于培养等优点,成为微生物油脂的最佳生产者。大豆油精炼废水可以培养发酵丝孢酵母,生产微生物油脂。但微生物油脂属于酵母的胞内产物,只有对酵母进行采收,才能获得微生物油脂。产絮霉菌M2-1生产的絮凝剂无毒害、对环境不产生二次污染,能够对油脂酵母进行高效、绿色的采收。但利用产絮培养基发酵M2-1生产絮凝剂,需要消耗大量的葡萄糖等营养成分,絮凝剂的原料成本过高。针对上述问题,本研究首先利用廉价原料糖蜜发酵M2-1生产絮凝剂,降低了原料成本,并利用絮凝剂分别采收了大豆油精炼废水和糖蜜发酵的油脂酵母;又利用高浓度啤酒废水发酵M2-1生产絮凝剂,进一步降低原料成本,并分别采收了大豆油精炼废水和高浓度啤酒废水发酵的油脂酵母;阐明了絮凝剂对油脂酵母的絮凝机理,并评估了絮凝剂对油脂酵母组分和微生物油脂的影响,为工程应用中低成本地生产微生物絮凝剂,高效采收油脂酵母奠定了基础,主要研究内容和成果如下:（1）对糖蜜发酵M2-1生产絮凝剂采收油脂酵母进行了研究。在利用糖蜜发酵产絮的适宜条件下,M2-1糖蜜絮凝剂的产量达到4.8 g/L,比使用产絮培养基发酵M2-1时絮凝剂的产量3.9 g/L明显提高,且絮凝剂的原料成本降低57%。对M2-1糖蜜絮凝剂和产絮发酵液采收大豆油精炼废水中发酵丝孢酵母的条件进行了优化,酵母的采收率分别达到97%和99%。使用产絮发酵液采收酵母时,虽然磷酸钙对采收率有一定的贡献,减小了絮凝剂的用量,但延长了达到理想的絮凝效果所需的时间。此外,利用M2-1糖蜜产絮发酵液采收了在糖蜜培养基中积累了1.21 g/L油脂的发酵丝孢酵母,在适宜条件下,酵母的采收率达到98%。（2）对高浓度啤酒废水发酵M2-1生产絮凝剂采收油脂酵母进行了研究。先用生活污水对高浓度啤酒废水进行1:1稀释,再利用产油微生物刺孢小克银汉霉代谢消耗了废水中90%左右的乙醇和乙酸等抑制M2-1生长和产絮的成分,之后对M2-1进行发酵生产刺孢-M2-1联合絮凝剂,絮凝剂的原料成本进一步降低,絮凝剂的产量达到4.2 g/L,同时获得了刺孢小克银汉霉积累的0.75 g/L微生物油脂。在适宜条件下,刺孢-M2-1联合絮凝剂及产絮发酵液对大豆油精炼废水中发酵丝孢酵母的采收率分别达到93.9%和94.4%。此外,利用刺孢-M2-1联合产絮发酵液采收在高浓度啤酒废水中积累了1.52 g/L油脂的发酵丝孢酵母,酵母的采收率达到95.8%。（3）解析了絮凝剂絮凝油脂酵母的机理。M2-1糖蜜絮凝剂和刺孢-M2-1联合絮凝剂主要含有糖类及其衍生物,少量的蛋白质、核酸,同时还含有大量的灰分,前者单糖主要包括半乳糖醛酸和木糖等,而后者主要包括甘露糖和葡萄糖等,两种絮凝剂的组分差异,使得它们对油脂酵母的絮凝时间不同。两种絮凝剂中除了含有碳、氢、氧、氮和硫等元素外,还含有质量分数大于20%的磷和总质量分数大于20%的金属离子钾与钠,这使得絮凝剂中灰分含量较高。两种絮凝剂的主要官能团均包括-OH、-COOH和-PO43-基团等,其中-PO43-基团是以次级键的方式与糖和蛋白质等生物大分子相连,强烈吸附Ca2+,增强絮凝剂的聚集能力和絮凝活性。M2-1糖蜜絮凝剂和刺孢-M2-1联合絮凝剂絮凝发酵丝孢酵母的机理主要为二价阳离架桥理论,在p H4-10的范围内,絮凝剂带负电,但絮凝剂中的主要官能团是Ca2+良好的吸附位点,可以通过Ca2+形成架桥,吸附带负电的发酵丝孢酵母,发生絮凝;同时,絮凝剂的三维立体网状结构,可以通过包络作用促进发酵丝孢酵母的絮凝。吸附动力学结果显示,刺孢-M2-1联合絮凝剂对发酵丝孢酵母的吸附速率较快,吸附过程符合拟二级动力学反应,化学吸附是主要限速步骤;而吸附热力学结果显示,絮凝剂对油脂酵母的吸附同时符合Langmuir、Freundlich和Dubinin-Radushkevich吸附等温方程,化学吸附和物理吸附在吸附过程中共同起作用。（4）评价了絮凝剂对油脂酵母组分及微生物油脂的影响。热重分析结果表明,相较于糖蜜和高浓度啤酒废水,大豆油精炼废水培养的发酵丝孢酵母的脂质含量高,而糖类和蛋白质类物质少;絮凝剂对发酵丝孢酵母的组分基本不产生影响,但絮凝剂中较多的灰分使热失重后碳剩余量略有增加。絮凝剂对油脂产量和油脂含量几乎不产生影响,大豆油精炼废水培养的发酵丝孢酵母的油脂产量与含量在絮凝后略有增加,是因为絮凝剂采收油脂酵母的同时,也絮凝了废水中少量的废油脂。絮凝剂对微生物油脂的品质亦不产生影响,利用刺孢-M2-1联合絮凝剂采收大豆油精炼废水中的发酵丝孢酵母,获得的微生物油脂的脂肪酸组成中,不饱和脂肪酸亚油酸与油酸的含量之和占油脂脂肪酸总量的73.1%,该组成与植物油的脂肪酸组成相似,可作为生物柴油的潜在原料。热解刺孢-M2-1联合絮凝剂采收的发酵丝孢酵母,得到的热解油中烷烃类物质的碳链变长,种类及占比增加,而含氧化合物的占比降低,同时固体热解产物也略有增加,使得热解油的品质和固体热解产物的附加值得以提升。本研究建立的利用糖蜜和高浓度啤酒废水生产絮凝剂采收油脂酵母的工艺,为工程应用中油脂酵母的低成本采收提供了思路,有利于推动食品工业废物、废水的资源化利用。
陈丹丹[5]（2020）在《载银碳纳米管复合物的制备及其应用研究》文中研究说明金属纳米颗粒中纳米银有着优异的导电性、抗菌性能、光学性能和抗静电作用,应用范围十分广泛,但是纳米银的团聚现象很严重,在一定程度上限制了纳米银的应用。将纳米银与碳纳米管进行复合,就能方便而有效的解决纳米银团聚的问题,通过两者复合,发挥两者的协同效应,不仅可以良好的控制纳米银的生长,通过控制纳米银粒径来改善纳米银团聚的问题,还可以增强复合物的光学和热学性能,产生复合材料新的其他性能与应用,碳纳米管纳米银复合材料具有广泛的应用前景。本课题制备了纳米银粒子,并对碳纳米管进行改性以提高其水溶性,制备了载银碳纳米管复合材料,并将其应用于静电纺丝及棉织物的抗菌整理。首先以液相还原法制备了纳米银,从海藻酸钠用量、葡萄糖浓度、硝酸银浓度、反应时间和反应温度五个因素探究了纳米银的制备工艺,最终得到的制备工艺条件为:硝酸银浓度为5mmol/L,海藻酸钠用量为0.6g,葡萄糖浓度为5wt%,反应时间为8h,反应温度为80℃。在此工艺下制备的纳米银粒子的粒径较小,尺寸分布均匀且稳定性十分良好,纳米银颗粒体积小,分散性好,呈球形。采用物理吸附法制备了载银碳纳米管,用紫外分光光度计测试改性后的碳纳米管溶液的分散性,得到的标准曲线发现碳纳米管酸化改性的最佳工艺为酸化时间为40min,酸化温度为70℃,通过元素分析得到相应的载银量曲线,得到最佳的碳纳米管与硝酸银的质量比为2:2.5。载银碳纳米管复合物抗菌性能良好,对大肠杆菌和金黄色葡萄球菌都有良好的抗菌效果。讨论了载银碳纳米管/PVDF纳米纤维膜的纺丝工艺,并对纳米纤维膜形貌和性能进行了研究。结果表明,确定最佳工艺为载银碳纳米管的用量为0.1%,PVDF用量为10%,纺丝速度为1.0mL/h以及纺丝电压为20kV,当载银碳纳米管用量为0.1%时,纳米纤维膜的强度达到最大3.03Mpa;载银碳纳米管的加入有效增强了纳米纤维膜的热稳定性能,也提高了纳米纤维膜的抗菌性能。通过浸渍法制备了载银碳纳米管复合物整理棉织物,从载银碳纳米管用量、PVP用量、整理温度和整理时间四个因素探究了整理棉织物的工艺,最终得到的制备工艺条件为载银碳纳米管用量为1%,PVP用量为1%,整理温度为90℃,整理时间为50min。整理后的棉织物纤维表面的复合物分布较为均匀,也具有较好的抗菌效果,抑菌率均达到99.01%以上,同时其热稳定性有一定程度的降低,抗紫外线性能有着较大的提高。除此之外,由于碳纳米管本身具有颜色,整理后的棉织物的颜色特征值有着较大的变化,透湿性也有所下降,这对于整理后棉织物的后续加工,使用等有一定程度的影响。
陈思[6]（2019）在《多结构普鲁士蓝—酵母基复合微球：吸附与Fenton催化协同处理染料废水》文中进行了进一步梳理合成染料由于色泽鲜艳、持久稳定的特点,如今在纺织品印染,塑料、皮革、印刷品及化妆品生产等各个领域已经得到了突飞猛进地发展,然而,当人们在享受合成染料带来的绚丽色彩时,同时也遭受到它对自然环境和人类健康带来的严重危害。面对种类繁多且结构稳定的合成染料,采用生物法往往达不到令人满意的处理效果,相比之下,基于物理和化学作用的吸附及Fenton催化方法因操作简单、反应快速且处理效率高得到了众多研究者的认可,尽管如此,采用单一的吸附或Fenton催化降解染料污染物仍然存在一定的局限性,例如:吸附剂难以回收和再生利用;Fenton催化氧化过程中运行费用高且存在二次污染等,而将两者进行有效整合,形成具有吸附+Fenton催化协同增效作用的混合处理方法为顽固性染料废水的深度处理提供了一条行之有效的可靠途径。纳米材料的出现为提高染料废水的混合处理能力带来了新的曙光,将具有吸附或催化作用的纳米微粒进行微观形貌调控、表面改性或组装,形成具有双重甚至多重功效的复合型功能材料,不仅可以降低污染物分子与活性物质之间的传质阻力,提高催化效率,还促进了吸附活性位点的再生,促使吸附和催化反应在同一基质上高效、持久地运行。可以说,多功能微/纳米复合材料在染料废水的混合处理中具有极其巨大的应用潜力。然而,关于这一类材料的可控合成方法及其在环境中的兼容性,以及其在有机染料废水处理中的协同增效机理等关键问题仍需进一步地探索与研究。为此,本论文选择简单易得的普鲁士蓝纳米微粒（PB NPs）作为基本单元,并以资源丰富且环境友好的酿酒酵母菌为生物载体,可控地合成了多种结构的普鲁士蓝-酵母菌基复合微球,极大限度地激发普鲁士蓝@酵母菌及其衍生产物特有的吸附活性和基于FeII/FeIII的Fenton催化活性,系统地考察了核壳结构普鲁士蓝@酵母菌、空心多孔结构普鲁士蓝@酵母菌以及N掺杂型Fe3O4@酵母炭复合微球通过静态或动态反应体系去除多种染料污染物的吸附+Fenton催化性能,探讨了它们在反应过程中的表观动力学及协同作用机理。主要研究内容包括:（1）核-壳结构普鲁士蓝@酵母菌的制备及其Fenton催化性能研究采用液相沉淀法生成PB NPs,并使其在酵母细胞表面自组装形成具有核壳结构的PB@酵母菌复合微球。Fenton催化实验结果表明,PB@酵母菌在暗反应条件下对二苯乙烯类荧光染料CXT的去除效果与纯相酵母相近,而在光照条件和H2O2辅助下去除率迅速增大,其对CXT的去除效果远远高于PB NPs和酵母,其中PB@酵母菌对CXT的Fenton降解速率为PB NPs的6.9倍,由此说明核壳结构PB@酵母菌复合微球结合了酵母菌的生物吸附功能和PB NPs的Fenton催化性能,且两者具有协同增效的作用。（2）空心多孔结构普鲁士蓝@酵母菌的制备及吸附-催化耦合机理研究采用温和水热法使PB NPs在失活酵母细胞内/外表面上导向生长,形成具有空心多孔结构的PB@酵母菌复合微球,FE-SEM图像表明PB NPs在酵母细胞壁表面的分布与核壳结构PB@酵母菌相比更为均匀,这主要归因于酵母细胞壁内/外表面丰富官能基团对PB NPs的定向锚定作用。独特的空心多孔结构为染料分子的附着提供了更多的活性吸附和催化位点,显着提高PB@酵母菌对染料污染物的吸附及Fenton催化降解能力,吸附耦合Fenton催化实验结果表明,PB@酵母菌复合微球可在较短时间内完全除去选定条件下的荧光染料CXT、阳离子型染料亚甲基蓝（MB）和阴离子型染料甲基橙（MO）,表现出卓越的协同处理能力和对染料污染物的普遍适用性。吸附-催化耦合机理遵循生物吸附-Fenton催化降解-吸附位点再生3个步骤,且这3种行为在反应过程主要受到吸附作用的支配与调控,3者协同强化了PB@酵母菌对目标污染物的去除效果。（3）笼状结构N掺杂Fe3O4@酵母炭的制备及其吸附与再生性能研究以PB@酵母菌为模板,通过低温煅烧法得到三维笼状结构N掺杂Fe3O4@酵母炭（Fe3O4@C）复合微球。吸附实验表明,N掺杂Fe3O4@C对染料罗丹明B（RhB）具有极好的吸附能力,常温下最大吸附量可达257.06 mg?g-1,明显优于其他以PB为碳源的吸附材料,这主要归因于Fe3O4@C独特的多孔笼状结构及N掺杂的增效作用,其中,笼状微球为RhB分子在吸附剂表面的快速扩散创造了非常有利的条件,降低了扩散阻力,而N的存在增加了碳层表面的电子密度,增强染料分子与吸附剂之间的相互作用,从而引起快速、高效的吸附性能。再生实验表明Fe3O4@C可与过硫酸盐（Persulfate,PS）反应生成强氧活性SO4·-,有效实现Fe3O4@C吸附剂的原位再生,此外,再生后的Fe3O4@C经简单外加磁场即可从水体分离,循环使用5个周期后其吸附能力无明显下降,表现出较好的重复利用性。（4）Fe3O4@酵母炭固定床反应器的设计及其动态吸附性能研究采用Fe3O4@酵母炭作为吸附剂填料,自主设计了一套实验室规模的固定床吸附装置,考察了该固定吸附床对RhB染料废水的连续动态吸附能力,并对不同条件参数下Fe3O4@C吸附RhB的穿透曲线进行建模分析,建立动态吸附模型。结果表明,BDST模型能够较好地预测t0.5时刻的穿透时间,而Yoon-Nelson模型更适合来描述和预测Fe3O4@C在固定床内对RhB的吸附过程（相关系数R2（29）0.97）。Fe3O4@C活化过一硫酸氢钾盐（Peroxymonosulfate,PMS）的类Fenton再生实验表明,Fe3O4@C具有优越的潜在催化活性,结构中的FeII可作为主要活性位点与HSO5-快速反应产生大量强氧化性的?OH和SO4-?,两者共同攻击附着在吸附剂表面和孔隙中的RhB分子,使RhB污染物快速降解并实现吸附剂活性位点的原位再生。不仅如此,Fe3O4@C结构中的酵母活性炭也可通过电子传递过程参与到PMS活化反应,提高吸附剂的再生速率。（5）Fe3O4@酵母炭流化床反应器的设计及其类Fenton催化性能研究采用Fe3O4@酵母炭为催化剂填料,自行搭建了一套实验室规模的循环流化床反应器（FBR）装置,通过该流化床内流体力学特征值计算发现Fe3O4@C流化床反应体系仅需要极小的流体速度带动下即可达到理想的散式流化状态,与大多数文献报道的液-固流化床催化反应体系相比具有低能耗的优势。Fe3O4@C活化PMS动态降解染料RhB的类Fenton实验结果表明,该反应体系在在较低氧化剂加量条件下即可高效去除RhB,PMS的实际用量远小于理论消耗量,这主要归因于FBR较高的混合程度和优越的传质特性。通过对该反应体系中Fe3O4@C催化剂的用量、溶液的初始浓度、PMS氧化剂用量及反应时间进行单因素和响应曲面分析与优化,得到最优实验条件为:Fe3O4@C催化剂填充量0.11 g、PMS加量0.29 mM、RhB初始浓度22.34 mg?L-1、反应时间49 min,验证实验表明实测值与预测值十分接近,相对误差仅1.1%,证明了该数学模型的可靠性与正确性,为其放大应用研究提供了必要的科学依据与理论指导。
李晓蕾[7]（2019）在《静态悬浮磁性生物吸附剂的制备及其对铅离子的吸附研究》文中指出目前,工矿企业在生产经营过程中,会排放大量含重金属（如Pb、Cu、Zn和Cd等）的工业废水,造成严重的水环境重金属污染。重金属在环境中具有生物累积性,很难被生物降解,对环境和人体健康造成了直接威胁,因此,必须对排放的重金属废水进行处理,使之达到《再生铜、铝、铅、锌工业污染物排放标准》（GB31574-2015）。实际重金属废水处理方法主要有物理法、化学法和生物法。物理法适用于处理含量低、毒性大、有回收利用价值的重金属,但其最大缺点是成本太高。化学法具有处理范围广、简单高效和操作方便的优点,但该法容易造成二次污染、废渣也较多。生物吸附法主要是通过离子交换、物理和化学作用来去除废水中的重金属离子,它具有材料来源广泛、廉价、经济高效和无二次污染等优点。寻找良好的吸附材料是现阶段研究重点,其对于处理重金属废水具有重要价值与意义。本研究以海藻酸钠、核桃壳粉、Fe3O4颗粒和聚乙烯泡沫为基础材料,制备出含聚乙烯泡沫和不含聚乙烯泡沫的两种生物吸附剂。另外,利用水热合成法制备和氨三乙酸改性得改性介孔分子筛吸附剂。（1）探讨了超声技术对不含聚乙烯泡沫生物吸附剂处理含铅废水的增强去除效果;（2）研究了含聚乙烯泡沫的复合生物吸附剂（AMWSF）在气升磁性分离循环系统中对含铅废水的吸附效果;（3）研究了改性介孔分子筛吸附剂对含铅废水的吸附效果。最终对不同吸附条件(pH、吸附剂投加量、反应温度、反应时间和初始Pb2+浓度)进行优化,探讨了吸附动力学和等温吸附特性,对吸附性能和机理展开研究。取得成果如下:（1）超声与对照处理实验中,pH 6.0、吸附剂投加量0.1 g、25℃、反应时间120 min和100 mL溶液中铅离子浓度为100 mg·L-1是超声处理最优条件。超声处理时,吸附容量从69.62 mg·g-1提高到90.85 mg·g-1;达到平衡反应时间从240min缩短到120 min。超声处理过程符合准二级动力学模型和Langmuir等温吸附模型。生物吸附剂的羟基、氨基、酰胺基和羧基在去除铅离子中发挥了重要作用。实际工业废水的超声处理试验,达到了增强去除效果,为以后工业规模的重金属废水去除提供了理论支撑与技术指导。（2）在气升磁性分离循环系统中,AMWSF吸附铅离子最优pH、吸附剂投加量、反应温度和反应时间分别在6.0、0.1 g、25℃和180 min达到。AMWSF的平衡吸附容量可以达到69.45 mg·g-1。通过准二级动力学和Langmuir等温吸附模型可以很好地描述吸附过程。通过SEM-EDS分析表明有含铅结晶在AMWSF表面生成,FTIR表明在去除铅离子过程中,羧基、羟基、羰基和氨基起重要作用。通过竞争吸附实验证实,共存重金属离子Cu（II）、Cd（II）和Zn（II）对Pb（II）去除具有拮抗作用,拮抗作用强度顺序为Cu（II）>Cd（II）>Zn（II）。气升磁性分离循环系统减少了机械搅拌AMWSF的剪切力破坏,使得AMWSF可以有效地重复使用7次。（3）利用水热合成法制备和氨三乙酸改性得到的改性介孔分子筛吸附剂能够很好地处理含铅废水,平衡吸附容量达到40.8 mg·g-1。改性介孔分子筛吸附剂处理含铅废水最优条件:pH 6.0、吸附剂投加量0.6 g、温度25℃和反应时间60 min。改性介孔分子筛处理含铅废水过程符合准二级动力学（R2=0.997）和Langmuir（R2=0.999）等温吸附模型。由SEM图可得:吸附剂表面絮状结构出现更多亮晶,说明经氨三乙酸改性提高了吸附剂结合铅离子的能力。FTIR图揭示改性介孔分子筛吸附剂表面的氨基、羟基、烷基、酯基和羧基参与了铅离子吸附过程。
赵晓峰[8]（2019）在《耐铅乳酸菌分离鉴定、吸附特性及机理的研究》文中研究说明重金属铅（Plumbum,Pb）是一种蓄积性很强的重金属元素,在微量存在的情况下对人体也会产生极大的危害,由于其极强的累积性和不可逆性,联合国环境规划署将铅的危害排在第二位。近几年,重金属铅污染危害人体健康的事件频频被报道,重金属铅污染防治也越来越受到人们的关注。传统的理化方法去除重金属,存在着费用高,副作用大等缺陷,而微生物吸附法由于其高效、无二次污染等优点,受到人们的广泛关注。过往研究报道,乳酸菌具有一定的吸附重金属铅的能力,因此使用食品级的乳酸菌治理重金属污染成为主要研究方向。本论文从包头市包钢矿区和包头市白云鄂博铁矿区附近选取受重金属污染严重的23个土壤样品,通过平板划线法从中筛选出104株乳酸菌菌株。对104株乳酸菌进行铅耐受能力试验,得到10株具有高耐铅浓度6000mg/L的乳酸菌。并对分离得到的10株高耐铅乳酸菌进行形态学特征、生理生化鉴定和16S rRNA序列分析,最后结果得出,Qac、Qad、Qae、Kd42为植物乳杆菌;Fe3和10a1为戊糖片球菌;Qaa为海氏肠球菌;Qab为清酒乳杆菌;Haa、Qa1 1为食窦魏斯氏菌。将以上10株高耐铅菌株进行铅吸附试验,得到两株吸附效果相对较好的菌株 E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3,其吸附率分别为 58.73±1.05%和 90.10±0.36%。对E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3进行铅吸附特性研究,分析pH值、温度、吸附时间、湿菌体浓度、P2+b浓度等因素对E.hirae Qaa和P.penntosaceus Fe3吸附铅的影响。并通过响应面优化法,对两株菌株吸附铅的最佳条件进行优化。得到E.hira Qaa吸附Pb2+的最佳吸附条件为吸附时间230mmin,湿菌体浓度6g/L,Pb2+浓度80mg/L,pH值5.6,此模型预测吸附量为8.24mg/g;P.Pentosaceus Fe3吸附Pb2+的最佳吸附条件为:吸附时间246min,湿菌体浓度为4.18g/L,Pb2+浓度为85.26mg/L,pH值为5.11,此时模型预测吸附量为19.79mg/g。同时利用Langmuir和Freundlich等温吸附模型和准二级吸附动力学方程进行拟合,结果E.hirae和P.pentosaceus Fe3吸附Pb2+的过程均不符合Freundlich等温吸附模型,而更符合Langmuir等温吸附模型和准二级吸附动力学方程。扫描电镜（SEM）观察发现,菌株吸附Pb2+后,形态均出现变形、凹陷、粘连甚至破裂的现象,表面聚集有沉淀物。透射电镜（TEM）扫描分析菌体切面有黑色沉积物,能谱（EDS）显示菌体内部有铅存在,说明菌体不仅存在着表面吸附,还包括胞内积累。傅里叶红外光谱（RTIR）显示,菌株吸附Pb2+主要是-OH、-NH、-COOH等官能团参与了吸附过程。表面静电作用、络合反应、离子交换和胞内积累等是E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3吸附Pb2+的主要作用机制,同时一些大分子物质,如核酸、磷酸酯、多糖及S层蛋白和脂肪酸也参与了吸附过程。用不同的化学试剂将菌体细胞上的羧基、羟基、氨基等官能团掩蔽后,两试验菌株的吸附效果明显降低。说明这些官能团在吸附Pb2+的过程中发挥着重要作用。不同的解吸剂对菌体进行铅吸附解吸时,酸性解吸剂0.1mol/L HC1解吸效果最好。E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3灭活菌对Pb2+的吸附能力下降一半。NaOH处理后的菌体对Pb2+的吸附作用明显提高。
刘树丽[9]（2019）在《四种微生物吸附剂的制备及其对废水中重金属的去除特性与机理研究》文中研究表明重金属对环境的污染已日趋严重,采取合适的处理技术对重金属废水进行有效处理,是降低重金属污染的重要途径之一。在众多的重金属处理方法中,微生物吸附法,因其具有环境友好及成本低的特点而受到广泛的关注和研究,其中微生物吸附材料的开发、改性最为活跃。因此本文旨在通过研究最常见典型微生物及从特殊环境中筛选出的典型微生物对Pb2+等重金属的吸附特性,并通过微生物改性提高其吸附性能和安全性,为推动微生物吸附材料的研发提供某些理论基础。本论文选取云南某矿山废水作为微生物来源,通过逐级增加培养基中重金属离子浓度,筛选出对Pb2+、Cd2+和Zn2+具有较强耐受能力的三株不同类型的微生物,同时选择最常见的面包酵母作为另一类微生物,根据其吸附能力和对人体致病性,以对Pb2+等重金属的吸附特性为考察对象,对吸附能力较好的微生物探讨其对重金属的吸附特性,对吸附能力较低和具有致病性的微生物通过不同的方法进行改性处理,探讨改性方法的可行性,从而提高微生物的吸附能力和安全性,为不同类型微生物的应用和改性应用提供可借鉴的方法和拓宽应用范围。本文通过序批式实验,考察了不同的影响因素,如溶液初始pH值、吸附剂用量、吸附时间、初始金属离子浓度和吸附温度等对各吸附剂吸附能力的影响。同时结合多种现代测试分析技术,对各吸附剂的吸附动力学、吸附等温线和吸附热力学,以及相关吸附机理进行了分析和研究。主要研究结果如下:（1）从云南某矿山废水中筛选出3株对Pb2+、Cd2+和Zn2+具有较强耐受能力的菌株S1、S5,S12。通过16S rDNA序列分析、构建系统发育树并结合革兰氏染色结果,可以判断菌株S1、S5和S12分别为肺炎克雷伯氏菌Klebsiella pneumonia,巨大芽孢杆菌Bacillus megaterium和根瘤农杆菌Agrobacterium tumefaciens。通过傅里叶红外光谱（FTIR）分析,S1、S5和S12表面均含有羟基、羧基、氨基和磷酸基团等。通过S1、S5和S12对Pb2+、Cd2+和Zn2+吸附能力的初步研究以及菌株的致病性进行评估,结果表明,S12对Pb2+、Cd2+和Zn2+的吸附能力最强,无致病性;S1的吸附能力较好,但具有致病性;S5的吸附能力较差,没有致病性。针对这三种典型的微生物,后续对S12主要开展吸附Pb2+、Cd2+和Zn2+的吸附特性和吸附机理研究;以Pb2+作为处理对象,重点研究高温灭活改性方法在消除肺炎克雷伯氏菌S1致病性的同时对其吸附性能的影响;以Pb2+作为处理对象,重点研究巨大芽孢杆菌S5化学改性的可行性以及改性后的吸附能力和吸附机理。（2）根瘤农杆菌多应用于植物基因工程。本研究针对具有良好吸附能力的根瘤农杆菌,将其菌体作为一种生物吸附材料,研究其对模拟废水中的Pb2+、Cd2+和Zn2+的吸附特性和吸附机理。研究结果表明,根瘤农杆菌对Pb2+、Cd2+和Zn2+的吸附符合准二级动力学模型和Langmuir吸附等温模型,吸附过程是发生在根瘤农杆菌表面的均相单分子层化学吸附。吸附热力学参数吉布斯自由能?G和焓变?H计算结果表明,根瘤农杆菌对Pb2+、Cd2+和Zn2+的吸附过程是一个自发的吸热过程。在30℃时,根据Langmuir吸附模型拟合结果,根瘤农杆菌对Pb2+、Cd2+和Zn2+的最大吸附量分别为234.12、58.42和51.31 mg/g。扫描电镜的微观观察（SEM）、能谱仪的元素分析（EDS）、FTIR和X射线光电子能谱（XPS）分析表明根瘤农杆菌对Pb2+、Cd2+和Zn2+的吸附机理主要是菌体表面存在的含N、O和P的基团与金属离子发生络合作用,从而有效去除水中的金属离子。根瘤农杆菌能够高效去除水中的Pb2+、Cd2+和Zn2+,尤其是对Pb2+的吸附能力表现优异,在重金属废水处理中具有较大的应用潜能。（3）肺炎克雷伯氏菌吸附能力较好,但是其为一种致病菌,将其活菌体直接用于吸附重金属会引起环境安全问题。因此,以对Pb2+的吸附性能作为代表,研究采用高温灭活物理改性的方法对肺炎克雷伯氏菌吸附能力的影响。研究结果表明,经过高温处理后的死细胞（DC）和肺炎克雷伯氏菌的活细胞（LC）对Pb2+的吸附动力学和吸附等温线均能较好符合准二级动力学模型和Langmuir模型。DC对Pb2+的吸附为自发的放热过程,然而LC对Pb2+的吸附为自发的吸热过程。经过高温处理的DC细胞表面暴露出更多的活性位点,以及比表面积增大和表面负电荷增加,使DC对Pb2+的吸附量高于LC。DC对Pb2+的吸附主要是通过含N基团与Pb2+之间的络合作用。高温处理克服了克雷伯氏菌的致病性,同时使其吸附能力得到提高,得到一种安全、有效的微生物吸附剂。（4）巨大芽孢杆菌吸附能力低,黄原酸化改性具有效果好、操作过程简单、合成成本低、合成时间较短的优点。研究结果表明,采用黄原酸化改性巨大芽孢杆菌是一种可行的改性方法,能够成功制备出一种低成本、高效的新型微生物吸附剂（XBCS）,对Pb2+具有很好的吸附性能。XBCS对Pb2+的吸附过程为单分子层的化学吸附,在温度为30℃的条件下,XBCS对Pb2+的最大吸附量为350.3mg/g,明显高于巨大芽孢杆菌对Pb2+的吸附量51.64 mg/g。热力学研究结果表明,XBCS对Pb2+的吸附是一个自发的吸热过程。SEM-EDS、FTIR、X射线衍射仪（XRD）和XPS表征分析表明,XBCS对Pb2+具有较高的吸附量主要依赖于XBCS吸附剂表面含S基团与Pb2+之间的络合作用。以上研究结果表明,黄原酸化改性是一种能够有效提高巨大芽孢杆菌吸附能力的化学改性方法。（5）面包酵母是一种产量大和研究应用最多的原材料,但直接应用于重金属吸附,存在吸附能力较差等问题,磷酸盐对重金属具有较好的化学络合作用,采用磷酸盐改性具有简单易行的特点。因此,研究采用磷酸盐改性面包酵母的新方法,将磷酸基团引入到面包酵母表面,制备磷酸盐改性面包酵母新型微生物吸附剂（PMBY）,对其吸附Pb2+的吸附性能和吸附机理进行研究。结果表明,PMBY对Pb2+具有很好的吸附性能,其吸附是一个快速吸附过程,大约在3 min就能够达到吸附平衡。PMBY对Pb2+的最大吸附量约是原始面包酵母吸附量的3倍。PMBY对Pb2+的吸附符合准二级动力学模型和Langmuir吸附等温线模型;SEM-EDS、FTIR和XPS分析表明PMBY对Pb2+的快速吸附主要通过表面磷酸基团与Pb2+之间的络合作用。PMBY具有良好的再生能力,在使用0.01 mol/L的HCl作为洗脱液时,在5个吸附-解吸循环后,PMBY对Pb2+的吸附能力仍然能够达到第一次吸附能力的90.77%。研究表明,磷酸盐化学改性是一种能够明显改善酵母菌对Pb2+吸附性能的化学改性方法,提高了酵母菌对重金属的处理能力。综上所述,本论文对四种不同性质的微生物吸附剂的吸附能力和吸附机理进行研究,得到:对于不同性质的微生物对重金属具有不同吸附性能,微生物吸附剂对Pb2+等重金属的吸附性能与表面能产生化学络合作用的官能团有关,改性的效果提高主要是增加了微生物表面能与重金属产生化学络合作用的官能团形式和数量。这些研究结果为微生物吸附剂的制备与应用提供了技术和理论指导。
刘立[10]（2019）在《生物炭基吸附剂的制备及其对Pb2+和Cu2+的吸附性能研究》文中认为本研究选择花生壳生物炭作为吸附Pb2+和Cu2+的基础材料并分析其吸附性能。为制备吸附性能更佳的花生壳生物炭,研究中采用高锰酸钾对其进行改性。鉴于改性前后吸附重金属的花生壳生物炭粉难以与水分离,本课题进一步聚焦于生物炭固定化吸附剂的研究。以Ca2+为交联剂,采用海藻酸钠（SA）凝胶包埋法对花生壳生物炭粉进行固定化,首先通过考察凝胶球的成球性、包埋炭粉效果和机械性能等,选出合适的海藻酸钠浓度、氯化钙质量分数、搅拌交联时间和小球粒径;再通过研究其对Pb2+和Cu2+的吸附效果,优选出最佳生物炭包埋量和鼠李糖脂加入量;从而在最优条件下制备吸附性能优良的固定化高锰酸钾改性生物炭的双改性凝胶球。本研究使用扫描电子显微镜（SEM）、傅里叶变换红外光谱仪（FTIR）和X射线粉末衍射仪（XRD）等对花生壳生物炭基吸附剂的表面形貌、官能团以及结构等理化性质进行表征;通过批量实验考察溶液pH值、吸附剂投加量、Pb2+和Cu2+初始质量浓度、吸附时间对生物炭基吸附剂吸附Pb2+和Cu2+的影响,探究其对Pb2+和Cu2+的吸附性能;研究中还应用Langmuir和Freundlich等温吸附模型、准一级和准二级吸附动力学模型分别对Pb2+和Cu2+的不同质量浓度的影响实验所得的等温吸附实验数据和不同吸附时间的吸附动力学数据进行拟合,分析相关吸附机理和评价吸附效果;此外,对双改性凝胶球的解吸再生性能进行分析研究。本课题旨在为今后更深入地研发高效吸附材料和规模化推广应用重金属污染吸附治理技术提供理论依据和技术支撑。主要研究结果如下:（1）花生壳生物炭对Pb2+和Cu2+的吸附,适宜溶液pH分别为4.55.5和5.06.0;在Pb2+和Cu2+初始质量浓度分别为100 mg/L和75 mg/L、投加生物炭量分别为2.00g/L和6.25 g/L的条件下,分别在480 min和900 min达到吸附平衡且吸附量分别为49.32mg/g和11.35 mg/g。（2）高锰酸钾改性花生壳生物炭对Pb2+的吸附,在Pb2+初始质量浓度为100 mg/L、投加改性生物炭量为0.50 g/L的条件下,在720 min达到吸附平衡且理论平衡吸附量为195.37 mg/g;对Cu2+的吸附,在Cu2+初始质量浓度为100 mg/L、投加改性生物炭量为2.00 g/L的条件下,在960 min达到吸附平衡且理论平衡吸附量为49.19 mg/g。（3）制备固定化生物炭双改性凝胶球的最佳条件为:海藻酸钠浓度13 g/L、CaCl2质量分数3.5%、搅拌交联时间50 min、凝胶球粒径约1.8 mm、鼠李糖脂体积比1%、高锰酸钾改性生物炭粉质量分数0.5%;在Pb2+和Cu2+初始质量浓度分别为100 mg/L和50mg/L、投加双改性凝胶球量分别为12 g/L和16 g/L的条件下,分别在720 min和840 min达到吸附平衡且理论平衡吸附量分别为210.25 mg/g和70.69 mg/g。实验中还发现双改性凝胶球具有很好的再生循环利用能力。（4）花生壳生物炭基吸附剂对Pb2+和Cu2+的吸附过程均符合Langmuir等温吸附模型和准二级吸附动力学模型,即吸附是易于进行的且近似单分子层的化学吸附是其主要吸附过程。
二、丙酮处理酵母菌吸附铅前后红外光谱分析比较（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、丙酮处理酵母菌吸附铅前后红外光谱分析比较（论文提纲范文）
（1）酵母菌对重金属铅吸附及抗性机理的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 重金属铅的概述 |
| 1.1.1 食品中重金属铅污染来源 |
| 1.1.2 国内外对不同食品中铅的限量标准 |
| 1.1.3 食品中重金属铅污染现状及检测方法 |
| 1.1.4 重金属铅的危害及机制 |
| 1.1.5 重金属铅的消除方法 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 酵母菌吸附重金属的研究现状 |
| 1.2.2 酵母菌对重金属抗性机理的研究现状 |
| 1.2.3 关于酵母菌基因组学的研究现状 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 目的与意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 培养基及主要试剂的配制 |
| 2.1.3 试验试剂 |
| 2.1.4 仪器设备 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 酵母菌对Pb~(2+)吸附能力及抗性水平的研究 |
| 2.2.2 酵母菌对Pb~(2+)的吸附机理研究 |
| 2.2.3 酵母菌对Pb~(2+)抗性机理的研究 |
| 2.2.4 W.anomalus QF-1-1 基因组中吸附及抗性基因的研究 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 酵母菌活化、纯化和保藏 |
| 2.3.2 酵母菌对Pb~(2+)吸附能力的测定 |
| 2.3.3 酵母菌对Pb~(2+)最大抗性水平的测定 |
| 2.3.4 基团屏蔽对酵母菌吸附Pb~(2+)能力的影响 |
| 2.3.5 酵母菌吸附Pb~(2+)前后傅里叶红外光谱观察 |
| 2.3.6 酵母菌吸附Pb~(2+)前后的扫描电镜观察 |
| 2.3.7 酵母菌吸附Pb~(2+)前后的透射电镜观察 |
| 2.3.8 酵母菌吸附Pb~(2+)前后的能谱检测 |
| 2.3.9 酵母菌细胞内活性氧的测定 |
| 2.3.10 酵母菌细胞破碎和粗酶液的提取 |
| 2.3.11 酵母菌细胞内可溶性蛋白含量的测定 |
| 2.3.12 酵母菌细胞内抗氧化酶活性的测定 |
| 2.3.13 酵母菌细胞内谷胱甘肽含量的测定 |
| 2.3.14 W.anomalus QF-1-1 基因组DNA的提取 |
| 2.3.15 文库建设与测序 |
| 2.3.16 组装、预测和注释 |
| 2.3.17 总RNA的提取 |
| 2.3.18 RNA反转录 |
| 2.3.19 吸附及抗性相关基因表达量的测定 |
| 2.4 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 酵母菌对Pb~(2+)吸附能力及抗性水平试验结果 |
| 3.1.1 酵母菌对Pb~(2+)吸附能力试验结果 |
| 3.1.2 酵母菌对Pb~(2+)最大抗性水平试验结果 |
| 3.2 酵母菌对Pb~(2+)的吸附机理研究 |
| 3.2.1 基团屏蔽对酵母菌吸附Pb~(2+)能力的影响 |
| 3.2.2 酵母菌吸附Pb~(2+)前后FTIR结果分析 |
| 3.2.3 酵母菌吸附Pb~(2+)前后的形态学变化 |
| 3.2.4 酵母菌吸附Pb~(2+)前后透射电镜观察 |
| 3.2.5 酵母菌吸附Pb~(2+)前后能谱扫描分析 |
| 3.3 酵母菌对Pb~(2+)抗性机理的研究 |
| 3.3.1 Pb~(2+)浓度对菌体内ROS的影响 |
| 3.3.2 Pb~(2+)浓度对菌体内可溶性蛋白的影响 |
| 3.3.3 Pb~(2+)浓度对菌体内抗氧化酶活性的影响 |
| 3.3.4 Pb~(2+)浓度对菌体内GSH含量的影响 |
| 3.4 W.anomalus QF-1-1 全基因组测序分析 |
| 3.4.1 基因组组装与预测 |
| 3.4.2 基因功能分析 |
| 3.4.3 Pb~(2+)浓度对菌体内吸附及抗性相关基因表达的影响 |
| 4 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（2）利用芽孢杆菌在高盐浓度下生产微生物絮凝剂的机理及应用研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水中重金属的污染及处理现状 |
| 1.2.1 我国水中重金属的污染现状 |
| 1.2.2 目前常用的处理重金属废水的方法 |
| 1.2.2.1 化学法 |
| 1.2.2.2 物理化学法 |
| 1.2.2.3 生物处理法 |
| 1.3 微生物絮凝剂的研究现状 |
| 1.3.1 微生物絮凝剂简介 |
| 1.3.2 微生物絮凝剂的应用 |
| 1.3.3 微生物絮凝剂的絮凝机理 |
| 1.4 微生物絮凝剂吸附重金属的研究 |
| 1.4.1 微生物絮凝剂吸附重金属的现状 |
| 1.4.2 微生物絮凝剂吸附重金属的机理 |
| 1.5 主要研究内容和研究方法 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究方法 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 芽孢杆菌在高盐浓度下生产微生物絮凝剂 |
| 2.1 实验所需主要仪器及材料 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 实验菌株及培养基 |
| 2.1.3.1 实验菌株 |
| 2.1.3.2 培养基 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 种子培养液的配制 |
| 2.2.2 微生物絮凝剂的制备 |
| 2.2.3 微生物絮凝剂絮凝效率测试方法 |
| 2.3 不同盐浓度对细菌生长,微生物絮凝剂制备的影响 |
| 2.3.1 不同盐浓度对细菌生长的影响 |
| 2.3.2 不同盐浓度对微生物絮凝剂絮凝效率的影响 |
| 2.3.3 不同盐浓度对絮凝剂产量的影响 |
| 2.4 影响微生物絮凝剂絮凝效果的因素分析 |
| 2.4.1 微生物絮凝剂的添加量对絮凝效果的影响 |
| 2.4.2 不同金属离子对絮凝效果的影响 |
| 2.4.3 金属离子添加量对絮凝率的影响 |
| 2.4.4 pH值对絮凝效果的影响 |
| 2.4.5 微生物絮凝剂的耐热性分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 微生物絮凝剂的表征及絮凝机理 |
| 3.1 实验仪器及实验材料 |
| 3.1.1 实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 微生物絮凝剂多糖含量测定 |
| 3.2.2 微生物絮凝剂蛋白质含量测定 |
| 3.2.3 红外光谱分析 |
| 3.2.4 微生物絮凝剂热稳定性分析 |
| 3.2.5 环境扫描电子显微镜的观测 |
| 3.2.6 X射线光电子能谱及其分析 |
| 3.2.7 三维荧光分析 |
| 3.2.8 Zeta电位分析 |
| 3.2.9 微生物絮凝剂及高岭土粒子之间结合键探究 |
| 3.3 微生物絮凝剂组成及性质 |
| 3.3.1 微生物絮凝剂的化学组成 |
| 3.3.2 微生物絮凝剂元素组成及官能团分析 |
| 3.3.2.1 红外光谱分析 |
| 3.3.2.2 X射线光电子能谱分析 |
| 3.3.3 微生物絮凝剂的热重分析 |
| 3.3.4 环境扫描电子显微镜的分析 |
| 3.3.5 三维荧光分析微生物絮凝剂组分 |
| 3.4 微生物絮凝剂的絮凝机理探究 |
| 3.4.1 微生物絮凝剂与高岭土结合键的探究 |
| 3.4.2 Zeta电位的变化 |
| 3.4.3 絮凝前后高岭土形态对比 |
| 3.4.4 絮凝活性成分分析 |
| 3.4.5 絮凝机理 |
| 第四章 微生物絮凝剂对重金属的吸附作用 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.1.1 模拟重金属废水溶液的配制 |
| 4.1.2 微生物絮凝剂吸附重金属实验 |
| 4.1.3 重金属吸附量计算 |
| 4.1.4 微生物絮凝剂吸附重金属的吸附等温线研究方法 |
| 4.1.5 微生物絮凝剂吸附重金属的吸附动力学研究方法 |
| 4.2 微生物絮凝剂对Pb~(2+)的吸附研究 |
| 4.2.1 微生物絮凝剂对Pb~(2+)的吸附实验 |
| 4.2.2 微生物絮凝剂吸附重金属吸附等温线拟合 |
| 4.2.3 微生物絮凝剂吸附铅离子的动力学拟合 |
| 4.3 微生物絮凝剂对Cu~(2+)的吸附研究 |
| 4.3.1 微生物絮凝剂对Cr~(6+)的吸附实验 |
| 4.3.2 微生物絮凝剂吸附重金属吸附等温线拟合 |
| 4.3.3 微生物絮凝剂吸附铬离子的动力学拟合 |
| 4.4 微生物絮凝剂对Cu~(2+)的吸附研究 |
| 4.4.1 微生物絮凝剂对Cu~(2+)的吸附实验 |
| 4.4.2 微生物絮凝剂吸附Cu~(2+)的吸附等温线拟合 |
| 4.4.3 微生物絮凝剂吸附铜离子的动力学拟合 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 微生物絮凝剂吸附重金属的机理探究 |
| 5.1 微生物絮凝剂Na-Bsp吸附重金属后主要官能团的变化 |
| 5.2 去除蛋白前后微生物絮凝剂去除重金属效率对比 |
| 5.3 微生物絮凝剂吸附重金属过程中的荧光淬灭光谱 |
| 5.4 采用SEM-EDX分析吸附前后微生物絮凝剂中元素变化 |
| 5.5 本章总结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 攻读学位期间发表的论文 |
| 参考文献 |
（3）酵母菌对重金属Pb2+的吸附特性、机理及抗性机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 重金属铅的概述 |
| 1.1.1 食品中重金属铅污染来源 |
| 1.1.2 食品中重金属铅的污染现状 |
| 1.1.3 重金属铅代谢及对人体的危害 |
| 1.1.4 各类介质中重金属铅脱除技术 |
| 1.2 酵母菌 |
| 1.2.1 酵母菌对重金属的吸附与抗性 |
| 1.2.2 酵母菌对重金属的吸附机制 |
| 1.2.3 酵母菌对重金属的抗性机理 |
| 1.2.4 酵母菌对重金属的吸附与抗性关系 |
| 1.2.5 酵母菌益生潜力 |
| 1.3 转录组学在酵母菌研究中的应用 |
| 1.4 论文研究的目的意义 |
| 1.5 论文的研究内容 |
| 2 高吸附铅酵母菌抗胁迫特性及抗氧化能力研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料与设备 |
| 2.2.1 试验菌株 |
| 2.2.2 试验试剂 |
| 2.2.3 仪器与设备 |
| 2.2.4 培养基配制 |
| 2.2.5 主要试剂配制 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 酵母菌抗胁迫特性研究 |
| 2.3.2 酵母菌抗氧化性的研究 |
| 2.3.3 数据处理 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 酵母菌胁迫特性结果 |
| 2.4.2 酵母菌抗氧化结果 |
| 2.5 小结 |
| 3 酵母菌对重金属Pb~(2+)的吸附特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料与设备 |
| 3.2.1 菌种 |
| 3.2.2 试验试剂 |
| 3.2.3 试验仪器与设备 |
| 3.3 试验方法 |
| 3.3.1 酵母菌活化及供试菌液的制备 |
| 3.3.2 酵母菌对Pb2+的吸附能力测定 |
| 3.3.3 环境因素对酵母菌吸附Pb~(2+)的影响 |
| 3.3.4 响应面优化试验 |
| 3.3.5 酵母菌对Pb~(2+)吸附率和吸附量的计算 |
| 3.3.6 数据处理 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 环境因素对酵母菌吸附Pb~(2+)的影响 |
| 3.4.2 响应面法优化酵母菌吸附Pb~(2+)的最佳条件 |
| 3.5 小结 |
| 4 酵母菌对重金属Pb~(2+)的吸附机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料与设备 |
| 4.2.1 菌种 |
| 4.2.2 试验试剂 |
| 4.2.3 试验仪器与设备 |
| 4.3 试验方法 |
| 4.3.1 表面基团掩蔽对酵母菌吸附Pb~(2+)的影响 |
| 4.3.2 化学试剂处理对酵母菌吸附Pb~(2+)的影响 |
| 4.3.3 酵母菌对Pb~(2+)吸附稳定性研究 |
| 4.3.4 酵母菌吸附Pb~(2+)前后的扫描电镜观察 |
| 4.3.5 酵母菌吸附Pb~(2+)前后傅里叶红外光谱观察 |
| 4.3.6 酵母菌吸附Pb~(2+)前后的透射电镜观察和能谱扫描 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 菌体表面基团对Pb~(2+)吸附能力的影响 |
| 4.4.2 化学试剂处理对酵母菌吸附Pb~(2+)的影响 |
| 4.4.3 酵母菌对Pb~(2+)吸附稳定性研究 |
| 4.4.4 酵母菌吸附Pb~(2+)前后的扫描电镜结果 |
| 4.4.5 酵母菌吸附Pb~(2+)前后的傅里叶红外光谱分析 |
| 4.4.6 酵母菌吸附Pb~(2+)前后的透射电镜观察和能谱扫描 |
| 4.5 小结 |
| 5 W.anomalus QF11受铅胁迫的转录组学研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验材料与设备 |
| 5.2.1 菌种 |
| 5.2.2 材料和试剂 |
| 5.3 试验方法 |
| 5.3.1 W.anomalus QF11活化及处理 |
| 5.3.2 W.anomalus QF11 RNA提取 |
| 5.3.3 文库建立和测序 |
| 5.3.4 转录组数据分析 |
| 5.4 结果与分析 |
| 5.4.1 RNA提取质量检测 |
| 5.4.2 数据的质量评估及序列拼接组装结果分析 |
| 5.4.3 RNA-Seq生物学重复性分析 |
| 5.4.4 不同样品差异表达基因分析 |
| 5.4.5 不同数据库功能注释与富集分析 |
| 5.5 小结 |
| 6 W.anomalus QF11体内缓解铅中毒的效果研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验材料与设备 |
| 6.2.1 试验动物 |
| 6.2.2 试验菌株 |
| 6.2.3 培养基配制 |
| 6.2.4 试验试剂 |
| 6.2.5 仪器与设备 |
| 6.3 试验方法 |
| 6.3.1 W.anomalus QF11菌粉的制备 |
| 6.3.2 试验动物分组及处理 |
| 6.3.3 动物处理及样本的采集 |
| 6.3.4 检测方法及检测指标 |
| 6.3.5 数据统计分析 |
| 6.4 结果与分析 |
| 6.4.1 大鼠临床观察结果 |
| 6.4.2 W.anomalus QF11对铅暴露大鼠体质量和肝脏、肾脏、脑指数的影响 |
| 6.4.3 W.anomalus QF11对大鼠血液铅含量的影响 |
| 6.4.4 W.anomalus QF11对大鼠粪便铅含量影响 |
| 6.4.5 W.anomalus QF11对大鼠肝脏、肾脏、脑中铅含量影响 |
| 6.4.6 W.anomalus QF11对铅中毒大鼠肝脏、肾脏、脑组织病理学影响 |
| 6.4.7 W.anomalus QF11对铅中毒大鼠组织氧化指标影响 |
| 6.4.8 W.anomalus QF11对铅中毒大鼠肝脏ALT和AST的影响 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（4）糖蜜及高浓度啤酒废水发酵产絮凝剂采收油脂酵母的效能与机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 产油微生物与油脂酵母研究现状 |
| 1.2.1 产油微生物 |
| 1.2.2 油脂酵母 |
| 1.3 絮凝剂与微生物絮凝剂的研究现状 |
| 1.3.1 无机絮凝剂 |
| 1.3.2 有机高分子絮凝剂 |
| 1.3.3 微生物絮凝剂 |
| 1.4 糖蜜和啤酒生产废水的资源化利用 |
| 1.4.1 糖蜜作为廉价发酵基质 |
| 1.4.2 啤酒生产废水的资源化利用 |
| 1.5 课题研究的目的、意义、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的、意义及内容 |
| 1.5.2 技术路线及创新点 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料、仪器设备及试剂 |
| 2.1.1 实验所用菌株 |
| 2.1.2 实验所用仪器设备 |
| 2.1.3 实验所用试剂 |
| 2.1.4 实验所用培养基和废水 |
| 2.2 油脂酵母采收实验 |
| 2.2.1 发酵丝孢酵母的培养 |
| 2.2.2 发酵M2-1 生产絮凝剂 |
| 2.2.3 絮凝剂采收发酵丝孢酵母 |
| 2.3 絮凝剂絮凝油脂酵母机理的分析方法 |
| 2.3.1 絮凝剂组分及元素分析 |
| 2.3.2 红外光谱分析 |
| 2.3.3 Zeta电位分析 |
| 2.3.4 吸附动力学分析 |
| 2.3.5 吸附热力学分析 |
| 2.3.6 扫描电镜分析 |
| 2.4 絮凝剂对油脂酵母组分与微生物油脂影响的评价方法 |
| 2.4.1 热重分析 |
| 2.4.2 微生物油脂分析 |
| 2.4.3 热解分析 |
| 第3章 糖蜜发酵M2-1 生产絮凝剂采收油脂酵母 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 糖蜜发酵M2-1 生产絮凝剂 |
| 3.3 M2-1 糖蜜絮凝剂采收大豆油精炼废水中油脂酵母 |
| 3.4 M2-1 糖蜜产絮发酵液采收大豆油精炼废水中油脂酵母 |
| 3.5 M2-1 糖蜜产絮发酵液采收糖蜜培养的油脂酵母 |
| 3.5.1 糖蜜培养基培养发酵丝孢酵母 |
| 3.5.2 采收糖蜜培养基培养的发酵丝孢酵母 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 高浓度啤酒废水发酵M2-1 生产絮凝剂采收油脂酵母 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 高浓度啤酒废水发酵M2-1 生产絮凝剂 |
| 4.2.1 废水浓度的影响 |
| 4.2.2 营养元素的影响 |
| 4.3 刺孢小克银汉霉与M2-1 联合生产絮凝剂 |
| 4.3.1 刺孢小克银汉霉与M2-1 共培养 |
| 4.3.2 刺孢小克银汉霉与M2-1 联合培养 |
| 4.3.3 刺孢小克银汉霉对高浓度啤酒废水的脱毒作用 |
| 4.4 刺孢-M2-1 联合絮凝剂采收大豆油精炼废水中油脂酵母 |
| 4.5 刺孢-M2-1 联合产絮发酵液采收大豆油精炼废水中油脂酵母 |
| 4.6 刺孢-M2-1 联合产絮发酵液采收高浓度啤酒废水中油脂酵母 |
| 4.6.1 高浓度啤酒废水培养发酵丝孢酵母 |
| 4.6.2 采收高浓度啤酒废水培养的发酵丝孢酵母 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 絮凝剂絮凝油脂酵母的机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 絮凝剂的组分分析 |
| 5.3 絮凝剂的元素分析 |
| 5.4 絮凝剂中-PO_4~(3-)基团的作用分析 |
| 5.5 絮凝剂的红外光谱分析 |
| 5.6 絮凝剂与油脂酵母的Zeta电位分析 |
| 5.7 絮凝剂对油脂酵母的吸附动力学分析 |
| 5.8 絮凝剂对油脂酵母的吸附热力学分析 |
| 5.9 絮凝剂与油脂酵母的扫描电镜分析 |
| 5.10 本章小结 |
| 第6章 絮凝剂对油脂酵母组分及微生物油脂的影响评价 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 絮凝前后油脂酵母的热重分析 |
| 6.3 絮凝剂对微生物油脂的影响 |
| 6.3.1 絮凝剂对油脂产量和油脂含量的影响 |
| 6.3.2 絮凝剂对微生物油脂脂肪酸组成的影响 |
| 6.4 絮凝剂对油脂酵母热解产物的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及攻读博士期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）载银碳纳米管复合物的制备及其应用研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 纳米银概述 |
| 1.2.1 纳米银的抗菌性能 |
| 1.2.2 纳米银粒子的不同形貌 |
| 1.2.3 纳米银的制备方法 |
| 1.2.4 纳米银的应用研究 |
| 1.3 碳纳米管介绍 |
| 1.3.1 碳纳米管的结构 |
| 1.3.2 碳纳米管的性能 |
| 1.3.3 碳纳米管的应用 |
| 1.4 碳纳米管/贵金属复合材料 |
| 1.4.1 碳纳米管的改性 |
| 1.4.2 碳纳米管/纳米银复合材料 |
| 1.4.3 碳纳米管/纳米银复合材料的研究现状 |
| 1.5 本课题研究的意义及内容 |
| 1.5.1 本课题研究的意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 纳米银水溶液的制备及性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验材料与仪器设备 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 测试方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 纳米银溶液反应前后的颜色变化及紫外光谱图 |
| 2.3.2 不同影响因素对纳米银制备的影响 |
| 2.3.3 纳米银的粒径分析 |
| 2.3.4 纳米银的扫面电镜分析 |
| 2.3.5 纳米银的红外光谱分析 |
| 2.3.6 纳米银的XRD测试 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 载银碳纳米管复合物的制备及性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验 |
| 3.2.1 实材料和仪器 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同改性工艺下碳纳米管在水中分散性测试 |
| 3.3.2 改性前后碳纳米管在水中的分散性 |
| 3.3.3 改性前后碳纳米管的红外光谱分析 |
| 3.3.4 不同AgNO3和MWNTs的比例对载银量的影响 |
| 3.3.5 SEM |
| 3.3.6 X-射线衍射测试(XRD) |
| 3.3.7 载银碳纳米管复合物的元素分析(EDS) |
| 3.3.8 透射电镜分析(TEM) |
| 3.3.9 载银碳纳米管复合物的抑菌圈测试 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 载银碳纳米管/PVDF纳米纤维膜的制备表征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验原料和仪器 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 测试方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 溶液电导率测试与结果分析 |
| 4.3.2 不同因素对载银碳纳米管/PVDF纳米纤维膜直径的影响 |
| 4.3.3 载银碳纳米管/PVDF纳米纤维膜的表观分析 |
| 4.3.4 载银碳纳米管/PVDF纳米纤维膜的SEM分析 |
| 4.3.5 纳米纤维膜的XRD分析 |
| 4.3.6 纳米纤维膜的强力测试 |
| 4.3.7 纳米纤维膜的热失重(TG)分析 |
| 4.3.8 纳米纤维膜的抗菌性能 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 载银碳纳米管整理棉织物抗菌性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验材料与仪器设备 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 测试方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 载银碳纳米管复合物整理棉织物的工艺探究 |
| 5.3.2 棉织物整理前后的宏观变化 |
| 5.3.3 棉织物整理前后的表面分析 |
| 5.3.4 棉织物整理前后的元素分析 |
| 5.3.5 棉织物整理前后的红外光谱分析 |
| 5.3.6 棉织物整理前后的TG测试 |
| 5.3.7 棉织物的颜色特征值 |
| 5.3.8 棉织物的抗紫外线性能分析 |
| 5.3.9 棉织物整理前后的透湿性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（6）多结构普鲁士蓝—酵母基复合微球：吸附与Fenton催化协同处理染料废水（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 染料废水的危害及处理现状 |
| 1.2.1 染料废水的来源与危害 |
| 1.2.2 染料废水处理方法 |
| 1.3 纳米材料在染料废水中的应用与发展 |
| 1.3.1 纳米吸附材料 |
| 1.3.2 纳米催化材料 |
| 1.3.3 微/纳米复合材料 |
| 1.4 纳米普鲁士蓝概述及其在染料废水处理中的研究进展 |
| 1.4.1 普鲁士蓝化合物结构特点 |
| 1.4.2 普鲁士蓝化合物制备方法 |
| 1.4.3 普鲁士蓝化合物在染料废水处理中研究进展 |
| 1.5 本课题的背景、研究目的与研究内容 |
| 1.5.1 选题背景 |
| 1.5.2 研究的目的与意义 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 创新点 |
| 第二章 核-壳结构普鲁士蓝@酵母菌的制备及其Fenton催化性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂和仪器 |
| 2.2.2 样品的制备 |
| 2.2.3 样品的表征 |
| 2.2.4 Fenton催化性能测试 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 核壳结构PB@酵母菌的合成机理 |
| 2.3.2 核壳结构PB@酵母菌的结构表征 |
| 2.3.3 核壳结构PB@酵母菌催化降解染料的性能与机理 |
| 2.3.4 催化剂加量对催化作用的影响 |
| 2.3.5 H_2O_2加量对催化作用的影响 |
| 2.3.6 溶液pH对催化作用的影响 |
| 2.3.7 核壳结构PB@酵母菌的稳定性和重复利用性 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 空心多孔结构普鲁士蓝@酵母菌的制备及吸附-Fenton催化耦合机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂和仪器 |
| 3.2.2 样品的制备 |
| 3.2.3 样品的表征 |
| 3.2.4 吸附-催化协同效应测试 |
| 3.2.5 稳定性和重复利用性测试 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 空心多孔PB@酵母菌的结构表征 |
| 3.3.2 空心多孔PB@酵母菌的合成机理 |
| 3.3.3 空心多孔PB@酵母菌吸附+Fenton催化协同去除染料的性能 |
| 3.3.4 溶液pH对空心多孔PB@酵母菌双重功能的影响 |
| 3.3.5 空心多孔PB@酵母菌Fenton催化降解染料的机理 |
| 3.3.6 空心多孔PB@酵母菌吸附+Fenton催化协同增效的途径 |
| 3.3.7 空心多孔PB@酵母菌的稳定性和重复利用性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 笼状结构N掺杂Fe_3O_4@酵母炭的制备及其吸附与再生性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂和仪器 |
| 4.2.2 样品的制备 |
| 4.2.3 样品的表征 |
| 4.2.4 吸附性能测试 |
| 4.2.5 吸附剂再生与重复利用 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 笼状Fe_3O_4@C的合成原理 |
| 4.3.2 笼状Fe_3O_4@C的表征分析 |
| 4.3.3 笼状Fe_3O_4@C的吸附性能 |
| 4.3.4 笼状Fe_3O_4@C的吸附动力学 |
| 4.3.5 笼状Fe_3O_4@C的吸附热力学 |
| 4.3.6 笼状Fe_3O_4@C吸附染料的作用机理 |
| 4.3.7 笼状Fe_3O_4@C吸附剂的再生与重复利用性 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 Fe_3O_4@酵母炭固定床反应器的设计及其动态吸附性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 试剂和仪器 |
| 5.2.2 样品的制备 |
| 5.2.3 固定床反应器装置的构建 |
| 5.2.4 固定床动态吸附性能测试 |
| 5.2.5 固定床吸附条件因素分析 |
| 5.2.6 固定床动态吸附模型选择 |
| 5.2.7 吸附剂再生与重复实验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 Fe_3O_4@酵母炭的表征分析 |
| 5.3.2 动态吸附的影响因素分析 |
| 5.3.3 动态吸附模型的建立 |
| 5.3.4 无效层厚度计算 |
| 5.3.5 吸附剂在固定床内的原位再生与循环利用性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 Fe_3O_4@酵母炭流化床反应器的设计及其类Fenton催化性能研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 试剂和仪器 |
| 6.2.2 样品的制备 |
| 6.2.3 循环流化床反应器的构建 |
| 6.2.4 介质流化速度分析 |
| 6.2.5 流化床催化反应性能测定 |
| 6.2.6 响应面法优化实验设计 |
| 6.2.7 催化剂的重复利用性测试 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 流化床反应器的介质流化特性 |
| 6.3.2 实验影响条件的单因素分析 |
| 6.3.3 Box-Behnken实验设计结果的显着性与方差分析 |
| 6.3.4 因素交互作用的响应曲面分析与优化 |
| 6.3.5 流化床反应器催化降解染料的循环利用性 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（7）静态悬浮磁性生物吸附剂的制备及其对铅离子的吸附研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 含铅废水的概况 |
| 1.1.1 重金属铅及危害 |
| 1.1.2 废水中铅污染的来源及污染现状 |
| 1.1.3 重金属铅的迁移途径 |
| 1.2 重金属铅的常规去除方法 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 离子交换法 |
| 1.2.3 电解法 |
| 1.2.4 膜分离法 |
| 1.2.5 氧化还原法 |
| 1.2.6 吸附法 |
| 1.3 生物吸附法及优缺点 |
| 1.3.1 生物吸附剂种类 |
| 1.3.1.1 生物炭吸附剂 |
| 1.3.1.2 藻类吸附剂 |
| 1.3.1.3 菌类吸附剂 |
| 1.3.1.4 农林废弃物吸附剂 |
| 1.3.1.5 复合生物吸附剂 |
| 1.3.2 生物吸附法的吸附机理 |
| 1.3.3 生物解吸剂种类 |
| 1.3.3.1 强酸解吸 |
| 1.3.3.2 碱解吸 |
| 1.3.3.3 金属盐解吸 |
| 1.3.3.4 络合剂解吸 |
| 1.3.3.5 联合解吸 |
| 1.3.4 生物吸附法的解吸机理 |
| 1.3.5 生物吸附的研究进展 |
| 1.3.5.1 生物吸附的国内研究进展 |
| 1.3.5.2 生物吸附的国外研究进展 |
| 1.3.6 生物吸附的前景展望 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.6 课题创新点和技术路线图 |
| 1.6.1 课题创新点 |
| 1.6.2 技术路线图 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验仪器与设备 |
| 2.1.2 主要试剂与药品 |
| 2.1.3 样品来源 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 生物吸附剂制备方法 |
| 2.2.2 改性介孔分子筛吸附剂制备方法 |
| 2.2.3 Pb~(2+)溶液配制 |
| 2.2.4 吸附容量与去除率计算 |
| 2.2.5 pH值的测定 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 吸附等温线类型 |
| 2.3.1.1 Langmuir吸附等温模型 |
| 2.3.1.2 Freundlich吸附等温模型 |
| 2.3.2 吸附动力学模型 |
| 2.3.2.1 准一级吸附动力学(Pseudo-first-order kinetic) |
| 2.3.2.2 准二级吸附动力学(Pseudo-second-order kinetic) |
| 2.3.3 扫描电镜及能谱分析 |
| 2.3.4 傅立叶变换红外光谱分析 |
| 第三章 生物吸附剂在超声处理下对铅的吸附研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 生物吸附剂制备方法 |
| 3.2.2 静态吸附实验 |
| 3.3 生物吸附剂对水溶液中铅的吸附条件优化 |
| 3.3.1 pH对铅离子吸附影响 |
| 3.3.2 吸附剂投加量对铅离子吸附影响 |
| 3.3.3 反应时间对铅离子吸附影响 |
| 3.3.4 反应温度对铅离子吸附影响 |
| 3.3.5 初始Pb~(2+)浓度对铅离子吸附影响 |
| 3.4 生物吸附剂对水溶液中铅的吸附机理研究 |
| 3.4.1 吸附动力学研究 |
| 3.4.2 等温吸附研究 |
| 3.4.3 扫描电镜分析 |
| 3.4.4 傅立叶变换红外光谱分析 |
| 3.5 实际废水重金属离子去除研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 AMWSF在气升磁性分离循环系统中的应用研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 AMWSF制备方法 |
| 4.2.2 静态吸附实验 |
| 4.3 环境因素对AMWSF吸附铅离子的影响 |
| 4.4 AMWSF吸附铅离子机理研究 |
| 4.4.1 吸附动力学研究 |
| 4.4.2 等温吸附研究 |
| 4.4.3 扫描电镜分析 |
| 4.4.4 傅立叶变换红外光谱分析 |
| 4.5 共存重金属离子对吸附铅离子影响 |
| 4.6 AMWSF解吸研究 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 改性介孔分子筛吸附剂对铅的吸附性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 改性介孔分子筛吸附剂制备方法 |
| 5.2.2 静态吸附实验 |
| 5.3 改性介孔分子筛对水溶液中铅的吸附条件优化 |
| 5.3.1 pH对吸附铅离子影响 |
| 5.3.2 吸附剂投加量对吸附铅离子影响 |
| 5.3.3 反应时间对吸附铅离子影响 |
| 5.3.4 反应温度对吸附铅离子影响 |
| 5.3.5 初始Pb~(2+)浓度对吸附铅离子影响 |
| 5.4 改性介孔分子筛吸附铅离子机理研究 |
| 5.4.1 吸附动力学研究 |
| 5.4.2 吸附等温研究 |
| 5.4.3 扫描电镜分析 |
| 5.4.4 傅立叶变换红外光谱分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及取得的科研成果 |
| 个人简历 |
（8）耐铅乳酸菌分离鉴定、吸附特性及机理的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 重金属概述 |
| 1.1.1 重金属铅的来源 |
| 1.1.2 重金属铅的危害 |
| 1.1.3 去除食品中重金属铅的方法 |
| 1.2 重金属与微生物的相互作用 |
| 1.2.1 重金属对微生物的毒害作用 |
| 1.2.2 微生物对重金属的抗性和解毒作用 |
| 1.2.3 微生物吸附重金属的机理 |
| 1.2.4 微生物吸附重金属的影响因素 |
| 1.3 乳酸菌与重金属的相互作用 |
| 1.3.1 乳酸菌作为生物吸附剂的潜力 |
| 1.3.2 乳酸菌吸附重金属的研究现状 |
| 1.3.3 乳酸菌吸附重金属机理研究现状 |
| 1.4 论文的立题背景及意义 |
| 1.5 论文的研究内容 |
| 2 耐受重金属铅的乳酸菌的分离、筛选及鉴定 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料与设备 |
| 2.2.1 试验材料及样品 |
| 2.2.2 培养基 |
| 2.2.3 试验试剂 |
| 2.2.4 试验仪器与设备 |
| 2.2.5 标准菌株 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 耐铅乳酸菌的分离 |
| 2.3.2 分离乳酸菌的保存 |
| 2.3.3 耐铅乳酸菌的筛选 |
| 2.3.4 高耐铅乳酸菌的形态观察 |
| 2.3.5 高耐铅乳酸菌的生理生化鉴定 |
| 2.3.6 10株高耐铅菌株的16S rRNA序列分析 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 乳酸菌菌株的分离结果 |
| 2.4.2 耐铅乳酸菌的筛选结果 |
| 2.4.3 乳酸菌菌株的形态观察结果 |
| 2.4.4 乳酸菌菌株生理生化鉴定 |
| 2.4.5 菌株16S rRNA鉴定结果及同源性分析 |
| 2.5 小结 |
| 3 乳酸菌对重金属铅的吸附特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料与设备 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验试剂 |
| 3.2.3 试验仪器与设备 |
| 3.3 试验方法 |
| 3.3.1 乳酸菌吸附重金属铅试验 |
| 3.3.2 不同因素对试验菌株吸附Pb~(2+)的影响 |
| 3.3.3 响应面法优化E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3吸附铅的最佳条件选择 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 标准曲线的绘制 |
| 3.4.2 乳酸菌对Pb~(2+)的吸附能力测定 |
| 3.4.3 不同因素对E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3吸附Pb~(2+)的影响 |
| 3.4.4 响应面法优化E. hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3吸附Pb~(2+)的最佳条件选择 |
| 3.5 小结 |
| 4 乳酸菌对重金属铅的吸附机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料与设备 |
| 4.2.1 试验菌株 |
| 4.2.2 试验试剂 |
| 4.2.3 试验仪器与设备 |
| 4.3 试验方法 |
| 4.3.1 E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3吸附Pb~(2+)的等温吸附方程拟合 |
| 4.3.2 E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3吸附Pb~(2+)的吸附动力方程拟合 |
| 4.3.3 E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3吸附铅的稳定性研究 |
| 4.3.4 E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3对Pb~(2+)吸附前后的扫描电镜样品的制备及观察 |
| 4.3.5 E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3对Pb~(2+)吸附前后的透射电镜观察和能谱扫描 |
| 4.3.6 E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3对Pb~(2+)吸附前后傅里叶红外光谱观察 |
| 4.3.7 官能团掩蔽法 |
| 4.3.8 预处理E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3吸附Pb~(2+)试验 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3吸附Pb~(2+)的等温吸附模型 |
| 4.4.2 E.hirae Qaa和P.pentosaccus Fe3吸附Pb~(2+)的吸附动力学 |
| 4.4.3 E.hirae Qaa和P.pentosaccus Fe3吸附铅的稳定性研究 |
| 4.4.4 菌株J.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3吸附铅的扫描电镜观察 |
| 4.4.5 菌株E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3吸附铅的透射电镜观察和能谱扫描 |
| 4.4.6 E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3菌体表面基团对铅离子吸附能力的比较 |
| 4.4.7 官能团掩蔽对E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3吸附Pb~(2+)能力的影响 |
| 4.4.8 预处理菌株E.hirae Qaa和P.pentosaceus Fe3吸附Pb~(2+)能力的比较 |
| 4.5 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（9）四种微生物吸附剂的制备及其对废水中重金属的去除特性与机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 水体重金属污染及危害 |
| 1.1.1 含重金属废水的污染现状 |
| 1.1.2 含重金属废水的来源、危害 |
| 1.2 含重金属废水的处理方法 |
| 1.3 微生物吸附法在处理重金属废水中的应用 |
| 1.3.1 吸附重金属的微生物种类 |
| 1.3.2 影响微生物吸附重金属的因素 |
| 1.3.3 微生物对重金属的吸附机理 |
| 1.3.4 耐重金属微生物对水中重金属的吸附能力 |
| 1.4 改性微生物吸附剂在重金属废水中的应用 |
| 1.4.1 微生物的物理改性 |
| 1.4.2 微生物的化学改性 |
| 1.5 本论文选题的背景、意义和研究内容 |
| 1.5.1 选题背景、意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 微生物的筛选及其对Pb~(2+)、Cd~(2+)和Zn~(2+)的吸附性能 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 水样的采集 |
| 2.2.4 实验用培养基 |
| 2.2.5 耐Pb~(2+)、Cd~(2+)和Zn~(2+)细菌的筛选 |
| 2.2.6 细菌的鉴定 |
| 2.2.7 微生物菌体的制备 |
| 2.2.8 FTIR分析 |
| 2.2.9吸附实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 耐Pb~(2+)、Cd~(2+)和Zn~(2+)细菌的分离与耐受性 |
| 2.3.2 S1、S5和S12 的鉴定 |
| 2.3.2.1 革兰氏染色结果 |
| 2.3.2.2 16SrDNA序列分析 |
| 2.3.2.3 系统发育树的构建 |
| 2.3.3 菌体的FTIR分析 |
| 2.3.4 S1、S5和S12对Pb~(2+)、Cd~(2+)和Zn~(2+)的吸附性能 |
| 2.3.4.1 pH的影响 |
| 2.3.4.2 吸附剂用量的影响 |
| 2.3.4.3 吸附时间的影响 |
| 2.3.5 S1、S5和S12对Pb~(2+)、Cd~(2+)和Zn~(2+)的吸附能力 |
| 2.3.5.1 对比S1、S5和S12 的吸附能力 |
| 2.3.5.2 对比S1、S5和S12 与已报道的微生物菌种的吸附能力 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 根瘤农杆菌对Pb~(2+)、Cd~(2+)和Zn~(2+)的吸附特性和吸附机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 根瘤农杆菌吸附剂的制备 |
| 3.2.4吸附实验 |
| 3.2.4.1单一重金属体系下的吸附实验 |
| 3.2.4.2二元混合体系的吸附实验 |
| 3.2.5 样品表征 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 根瘤农杆菌对Pb~(2+)、Cd~(2+)和Zn~(2+)的吸附特性 |
| 3.3.1.1 pH对根瘤农杆菌吸附Pb~(2+)、Cd~(2+)和Zn~(2+)的影响 |
| 3.3.1.2 吸附剂用量对根瘤农杆菌吸附Pb~(2+)、Cd~(2+)和Zn~(2+)的影响 |
| 3.3.1.3 吸附时间对吸附效果的影响和吸附动力学 |
| 3.3.1.4 初始金属离子浓度对吸附效果的影响和吸附等温线 |
| 3.3.1.5 温度对吸附效果的影响和吸附热力学 |
| 3.3.1.6 二元体系中根瘤农杆菌对Pb~(2+)、Cd~(2+)和Zn~(2+)的吸附研究 |
| 3.3.2 根瘤农杆菌对Pb~(2+)、Cd~(2+)和Zn~(2+)的吸附机理分析 |
| 3.3.2.1 SEM-EDS分析 |
| 3.3.2.2 FTIR分析 |
| 3.3.2.3 XPS分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 高温改性肺炎克雷伯氏菌对Pb~(2+)的吸附特性和吸附机理.. |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 肺炎克雷伯氏菌活细胞(LC)和死细胞(DC)的制备 |
| 4.2.4 吸附试验 |
| 4.2.5 表征分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 DC和 LC的表征分析 |
| 4.3.1.1 SEM分析 |
| 4.3.1.2 比表面积分析 |
| 4.3.2 DC和 LC对 Pb~(2+)的吸附特性 |
| 4.3.2.1 pH对吸附效果的影响 |
| 4.3.2.2 吸附剂用量对吸附效果的影响 |
| 4.3.2.3 反应时间对吸附效果的影响和吸附动力学 |
| 4.3.2.4 初始Pb~(2+)浓度对吸附效果的影响和吸附等温线 |
| 4.3.2.5 温度对吸附效果的影响和吸附热力学 |
| 4.3.3 DC对 Pb~(2+)的吸附机理分析 |
| 4.3.3.1 FTIR分析 |
| 4.3.3.2 XPS分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 黄原酸化改性巨大芽孢杆菌对Pb~(2+)的吸附特性和吸附机理 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验试剂 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.2.3 巨大芽孢杆菌的培养和收集 |
| 5.2.4 黄原酸化改性巨大芽孢杆菌微生物吸附剂(XBCS)的制备 |
| 5.2.5 表征分析 |
| 5.2.6吸附实验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 XBCS样品的表征 |
| 5.3.1.1 SEM-EDS分析 |
| 5.3.1.2 FTIR分析 |
| 5.3.1.3 XRD分析 |
| 5.3.2 XBCS对 Pb~(2+)的吸附特性 |
| 5.3.2.1 pH对 XBCS吸附Pb~(2+)的影响 |
| 5.3.2.2 吸附剂用量对XBCS吸附Pb~(2+)的影响 |
| 5.3.2.3 反应时间对XBCS吸附Pb~(2+)的影响和吸附动力学 |
| 5.3.2.4 初始Pb~(2+)浓度对XBCS吸附Pb~(2+)的影响和吸附等温线 |
| 5.3.2.5 XBCS吸附Pb~(2+)的吸附热力学 |
| 5.3.3 XBCS对 Pb~(2+)的吸附机理分析 |
| 5.3.3.1 SEM-EDS分析 |
| 5.3.3.2 XRD分析 |
| 5.3.3.3 FTIR分析 |
| 5.3.3.4 XPS分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 磷酸盐改性面包酵母对Pb~(2+)的吸附特性和吸附机理 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验试剂 |
| 6.2.2 实验仪器 |
| 6.2.3 磷酸盐改性面包酵母微生物吸附剂(PMBY)的制备 |
| 6.2.4 表征分析 |
| 6.2.5吸附实验 |
| 6.2.6 PMBY再生实验 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 PMBY样品的表征 |
| 6.3.2 PMBY对 Pb~(2+)的吸附特性 |
| 6.3.2.1 pH对 PMBY吸附Pb~(2+)的影响 |
| 6.3.2.2 PMBY用量对PMBY吸附Pb~(2+)的影响 |
| 6.3.2.3 反应时间对PMBY吸附Pb~(2+)的影响和吸附动力学 |
| 6.3.2.4 初始Pb~(2+)浓度对PMBY吸附Pb~(2+)的影响和吸附等温线 |
| 6.3.2.5 PMBY吸附Pb~(2+)的吸附热力学 |
| 6.3.3 PMBY对 Pb~(2+)的吸附机理分析 |
| 6.3.3.1 N2 吸附-脱附等温线 |
| 6.3.3.2 SEM-EDS和 FTIR分析 |
| 6.3.3.3 XPS分析 |
| 6.3.4 PMBY的再生性能研究 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 总结与展望 |
| 7.1 综合讨论 |
| 7.1.1 筛选出的三种微生物的吸附能力分析 |
| 7.1.2 改性微生物的吸附特性分析 |
| 7.1.2.1 高温处理对微生物吸附能力的影响 |
| 7.1.2.2 化学改性对微生物吸附能力的影响 |
| 7.1.3 四种微生物吸附剂吸附能力的差异分析 |
| 7.2 结论 |
| 7.3 创新点 |
| 7.4 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读学位期间发表的研究成果 |
| 附录B 攻读学位期间获得的荣誉和奖励 |
| 附录C 攻读学位期间参与的科研项目 |
（10）生物炭基吸附剂的制备及其对Pb2+和Cu2+的吸附性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体重金属污染 |
| 1.1.1 水体重金属污染物的来源 |
| 1.1.2 重金属污染物的特征 |
| 1.1.3 水体重金属污染的危害 |
| 1.2 重金属废水的处理 |
| 1.2.1 重金属废水的常用处理方法 |
| 1.2.2 吸附法相比其他方法的应用前景 |
| 1.3 生物炭基吸附剂的主要成分简介 |
| 1.3.1 生物炭 |
| 1.3.2 海藻酸钠 |
| 1.3.3 表面活性剂鼠李糖脂 |
| 1.4 影响吸附剂吸附水中重金属的因素 |
| 1.5 等温吸附模型和吸附动力学模型 |
| 1.5.1 等温吸附模型 |
| 1.5.2 吸附动力学模型 |
| 1.6 课题研究目的、意义、内容和创新点 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目的和意义 |
| 1.6.3 研究内容与技术路线 |
| 1.6.4 创新点 |
| 第二章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 主要实验试剂 |
| 2.1.2 Pb~(2+)和Cu~(2+)的储备液配制和标线绘制 |
| 2.1.3 主要实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 花生壳生物炭对Pb~(2+)和Cu~(2+)的吸附实验 |
| 2.2.2 高锰酸钾改性花生壳生物炭对Pb~(2+)和Cu~(2+)的吸附实验 |
| 2.2.3 固定化生物炭凝胶球对Pb~(2+)和Cu~(2+)的吸附实验 |
| 2.3 实验数据处理 |
| 第三章 花生壳生物炭对Pb~(2+)和Cu~(2+)的吸附研究 |
| 3.1 花生壳生物炭的表征 |
| 3.1.1 pH值 |
| 3.1.2 扫描电镜(SEM)分析 |
| 3.1.3 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.1.4 X射线衍射(XRD)分析 |
| 3.2 影响因素分析 |
| 3.2.1 溶液pH |
| 3.2.2 生物炭投加量 |
| 3.2.3 初始重金属离子质量浓度 |
| 3.2.4 吸附时间 |
| 3.3 吸附等温线和吸附动力学分析 |
| 3.3.1 等温吸附模型 |
| 3.3.2 吸附动力学模型 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 高锰酸钾改性生物炭对Pb~(2+)和Cu~(2+)的吸附研究 |
| 4.1 高锰酸钾改性生物炭的表征 |
| 4.1.1 pH值 |
| 4.1.2 扫描电镜(SEM)分析 |
| 4.1.3 傅里叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 4.1.4 X射线衍射(XRD)分析 |
| 4.2 影响因素分析 |
| 4.2.1 溶液pH |
| 4.2.2 改性生物炭投加量 |
| 4.2.3 初始重金属离子质量浓度 |
| 4.2.4 吸附时间 |
| 4.3 吸附等温线和吸附动力学分析 |
| 4.3.1 等温吸附模型 |
| 4.3.2 吸附动力学模型 |
| 4.4 生物炭改性前后吸附效果比较 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 固定化生物炭凝胶球对Pb~(2+)和Cu~(2+)的吸附研究 |
| 5.1 双改性凝胶球的表征 |
| 5.1.1 双改性凝胶球的扫描电镜分析 |
| 5.1.2 双改性凝胶球的傅里叶红外光谱分析 |
| 5.2 弱影响凝胶球吸附的制备条件优化 |
| 5.2.1 海藻酸钠浓度 |
| 5.2.2 CaCl2 质量分数 |
| 5.2.3 凝胶球搅拌交联时间 |
| 5.2.4 凝胶球粒径 |
| 5.3 强影响凝胶球吸附的制备条件优化 |
| 5.3.1 干燥 |
| 5.3.2 生物炭粉固定量 |
| 5.3.3 鼠李糖脂 |
| 5.4 双改性凝胶球的吸附影响因素分析 |
| 5.4.1 重金属溶液的初始质量浓度 |
| 5.4.2 吸附时间 |
| 5.5 双改性凝胶球等温吸附与吸附动力学分析 |
| 5.5.1 等温吸附模型 |
| 5.5.2 吸附动力学模型 |
| 5.6 双改性凝胶球的再生性能分析 |
| 5.6.1 双改性凝胶球的分离性 |
| 5.6.2 双改性凝胶球的解吸再生结果与分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 ：攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
四、丙酮处理酵母菌吸附铅前后红外光谱分析比较（论文参考文献）
- [1]酵母菌对重金属铅吸附及抗性机理的研究[D]. 张丰生. 内蒙古农业大学, 2021
- [2]利用芽孢杆菌在高盐浓度下生产微生物絮凝剂的机理及应用研究[D]. 华景秋. 南京林业大学, 2021
- [3]酵母菌对重金属Pb2+的吸附特性、机理及抗性机制研究[D]. 李丽杰. 内蒙古农业大学, 2020(06)
- [4]糖蜜及高浓度啤酒废水发酵产絮凝剂采收油脂酵母的效能与机理研究[D]. 乔楠. 吉林大学, 2020(08)
- [5]载银碳纳米管复合物的制备及其应用研究[D]. 陈丹丹. 苏州大学, 2020(02)
- [6]多结构普鲁士蓝—酵母基复合微球：吸附与Fenton催化协同处理染料废水[D]. 陈思. 长安大学, 2019(07)
- [7]静态悬浮磁性生物吸附剂的制备及其对铅离子的吸附研究[D]. 李晓蕾. 内蒙古工业大学, 2019(01)
- [8]耐铅乳酸菌分离鉴定、吸附特性及机理的研究[D]. 赵晓峰. 内蒙古农业大学, 2019(01)
- [9]四种微生物吸附剂的制备及其对废水中重金属的去除特性与机理研究[D]. 刘树丽. 昆明理工大学, 2019(06)
- [10]生物炭基吸附剂的制备及其对Pb2+和Cu2+的吸附性能研究[D]. 刘立. 广州大学, 2019(01)