一、降解芳烃微生物的多样性（论文文献综述）
张兆鑫[1]（2021）在《生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究》文中研究指明为解决传统的城市化发展导致的城市内涝和面源污染等环境问题、促进城市水环境提升及建立雨水资源的高效回用理念,近年来针对雨水管理设施的设计与应用已开展大量研究。在我国海绵城市建设中,低影响开发（Low impact development,LID）作为雨水径流的源头控制技术得到了广泛应用并得到推广。生物滞留系统作为LID的一种代表性技术,其应用较广泛,但目前针对生物滞留系统中污染物（特别是重金属和有机微污染物）累积特征及污染风险、运行过程中填料微生物群落演变、微生物生态系统（微生态系统）对污染物累积的响应机制等方面研究仍存在不足,需开展进一步探索与研究。本研究以西北典型缺水性城市——西安地区为研究区域,通过现场监测、室外试验、理论分析和数学模拟,对生物滞留系统污染物累积特征及微生态系统响应进行研究。通过现场监测,研究海绵城市试点区及校内雨水花园中污染物（碳氮磷和重金属）含量变化规律及微生物群落的演变过程,揭示运行时间、填料类型及排水方式等因素对雨水花园微生态系统稳定性的影响程度,分析海绵城市试点区道路植生滞留槽中多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的累积特征和生态风险;通过室外模拟配水试验,研究不同填料生物滞留系统运行下污染物累积的时空变化及对填料微生态系统的影响,明晰生物滞留系统污染物累积与优势微生物之间的关联性;结合理论分析与模型模拟,分析污染物对生物滞留系统填料微生态系统的影响过程,建立生物滞留系统污染物累积下微生态系统的响应机制,揭示生物滞留系统长期运行下典型PAHs的归趋过程。主要研究成果如下:（1）雨水花园在水量削减和水质净化效果上体现了较大的差异性。雨水花园中碳氮磷含量呈现出不稳定性,重金属含量均呈现出增加的趋势。雨水花园中累积的重金属存在一定的生态风险隐患。雨水花园中微生物多样性随着设施的运行呈现不断降低的趋势,且发现了以变形菌门（Proteobacteria）为主的10种优势菌种。随着设施运行时间的增加和雨水径流污染物的不断累积,微生物群落趋于单一,某些功能性微生物相对丰度不断降低乃至灭绝。重金属Cu和Zn与大多优势微生物关联性明显,雨水花园重金属累积极大程度上降低微生物多样性。填料为传统生物滞留填料（Bioretention soil media,BSM）的雨水花园中微生态系统稳定性最好,而填料为BSM+给水厂污泥（Water treatment residuals,WTR）的雨水花园微生态系统稳定性最差。（2）沣西新城海绵城市试点区内道路植生滞留槽中都存在一定程度的PAHs累积,且非汛期PAHs含量明显高于汛期。植生滞留槽中PAHs以4环为主,5～6环次之。以《GB36600-2018》作为评价标准,大多数道路中PAHs污染水平处于轻度污染状态。植生滞留槽中PAHs主要来源于煤和石油制品的燃烧及交通污染源等。植生滞留槽中累积的PAHs存在潜在生态风险,且尚业路生态风险远高于其余道路。植生滞留槽中的PAHs存在通过皮肤接触和误食土壤途径的潜在致癌风险,且汛期风险水平高于非汛期。非汛期植生滞留槽中的生物丰度和多样性较汛期明显降低,且汛期至非汛期PAHs含量增加程度越高,多样性降低幅度越大。（3）搭建了以种植土、BSM和BSM+5%WTR（质量比）为填料的生物滞留滤柱并开展了两阶段模拟配水试验。生物滞留滤柱在碳氮磷及重金属的负荷削减效果上基本呈现出BSM+WTR>BSM≥种植土,对PAHs负荷削减率均达到90%以上。碳氮磷及重金属在种植土及BSM+WTR累积程度较高,且大多数污染物在滤柱中呈现出上高下低的含量趋势。萘（NAP）、荧蒽（FLT）和芘（PYR）在滤柱中累积于填料上层10～40 cm处。改良填料生物滞留系统虽然具备更好的污染物吸附性能,但也导致了更多的污染物在填料中累积。（4）污染物的累积将导致微生物多样性大幅下降,特别是当改良填料生物滞留系统表现出较好的重金属和PAHs去除能力时,这两类污染物累积下微生物多样性处于较低的水平。生物滞留滤柱中Proteobacteria属于最优势菌种（相对丰度均>45%）,且由于PAHs的加入,第二阶段试验后滤柱中Proteobacteria丰度大幅增加（均>60%）。污染物累积会导致填料中适应低营养条件的细菌（如Sphingomonas）丰度降低,同时使可在污染物富集状态下良好生长的微生物（如Pseudomonas）丰度大幅增加。重金属和PAHs复合污染情况下对填料酶活性的胁迫作用远高于其余污染物,脱氢酶活性与PYR呈显着负相关、脲酶活性与NAP、PYR呈极显着负相关、酸性磷酸酶与NAP显着负相关。（5）通过响应曲面法,建立了生物滞留系统填料酶活性、微生物多样性和影响因素之间的定量耦合关系模型。揭示了生物滞留系统中微生态系统对污染物累积的响应机制。污染物累积下生物滞留系统填料中微生态系统的响应过程可分为污染物累积、微生物群落适应、微生物代谢变化和微生态系统反馈四个阶段。（6）利用HYDRUS-1D模型模拟了不同情景下生物滞留系统中PAHs的归趋行为。生物滞留系统中NAP降解速率优于FLT和PYR。在连续的模拟配水试验下,微生物的驯化过程导致PAHs并未体现出逐步累加的趋势,但这也意味着生物滞留系统中微生物群落将趋于降解PAHs的功能菌,微生物多样性和酶活性将处于较低的水平,微生态系统的稳定性较差。总体而言,生物滞留系统中存在明显的污染物累积现象,特别是重金属和PAHs等有害污染物。随着生物滞留系统的长期运行,污染物的累积对填料微生态系统存在明显的负面影响。因此,为维持生物滞留系统的微生态系统稳定性和长效运行,可采用填料更换、生物强化修复技术等外部干预的方式来提升生物滞留系统的生态稳定性和运行效率。
王琰[2]（2021）在《污染土壤修复过程中含氧芳烃积累规律、毒性及其降解菌特性研究》文中认为含氧芳烃（OAHs）存在于包括水、土壤、大气在内的各种生态系统及生物体中,其来源广泛,环境中主要来源于苯系物及多环芳烃污染物的不完全光解、化学氧化及生物转化。近年来,因污染环境修复过程中可增大致癌风险及环境风险而开始受到关注,医学和毒理学研究也表明大多转化生成的OAHs的毒性远大于其母体环。目前,苯系物及多环芳污染土壤修复成功与否的主要监测指标是一次污染物的去除效率,而快速转化母体芳环积累的二次污染物OAHs的毒性也不容忽视,但目前OAHs的积累规律、生态毒性及其进一步转化和矿化等系统性问题研究甚少,土壤中OAHs毒性研究方法也鲜有报道。本论文针对这些问题展开相关研究。本论文首先筛选获得用以苯系物及多环芳烃污染土壤修复的典型菌株,研究该菌株降解多环芳烃积累OAHs的规律,从而获得典型OAHs及其混合物;在此基础上,建立典型单一OAHs对土壤生态毒性影响的研究方法;应用所建立的方法研究混合典型OAHs的土壤生态毒性;并在OAHs污染土壤中分离筛选出一株可分解多种典型OAHs的菌株,研究该菌降解OAHs的特性,并解析其降解OAHs的分子基础。通过研究,获得以下成果:（1）从含原油污染的降解体系中筛选出一株能多途径、高效降解苯系物及多环芳烃的菌株-庆笙红球菌FF,其能产丰富的OAHs。该菌株修复菲污染的土壤中可鉴定出52种中间降解产物,其中55%以上为含氧芳烃,且其积累的OAHs在土壤中具有代表性;而38%的中间产物为含氧链烃,说明该菌也具有很强的开环裂解能力。实验结果表明,该菌亦能分泌海藻糖脂类表面活性剂,这是其快速降解多环芳烃的原因之一。（2）明确液相条件下FF菌降解菲积累OAHs的规律,从第1-7 d的降解液中共检测鉴定出29种中间产物,其中69%以上为含氧芳烃,含氧官能团主要有醇羟基,酚羟基,羧基和/或β-羧基酸。其中第2 d和第7 d降解液中菲转化率分别可达约30%和90%,OAHs的积累特征差异明显,且对V.fischeri的发光抑制率毒性试验具有显着差异（分别约为45%和90%）,可作为土壤中典型OAHs混合物,用以OAHs的土壤生态毒性研究。（3）结合实际土壤中OAHs的积累和分布特点以及毒性研究现状,以典型OAHs:1-羟基-2-萘甲酸、1-萘酚和9,10-蒽醌等为对象,建立了典型OAHs对土壤生态毒性的研究方法。确定了土壤微生物多样性、过氧化氢酶和转化酶、小麦种子发芽指数等能作为土壤生态毒性评价指标,明确了典型OAHs对土壤生态的影响作用。（4）以FF菌降解菲第2 d和第7 d所产的OAHs混合物为污染物,分析了其对农田土壤生态和功能的影响作用。结果表明OAHs污染显着或非常显着地降低了农田土壤中微生物的均一性和丰富度,微生物群落结构发生显着变化,其中变形菌门微生物水平显着升高,而酸杆菌门,疣微菌门和绿弯菌门微生物水平显着下降;OAHs显着降低了小麦发芽率、芽长或根长。PSL-PM分析表明FF菌所产OAHs及其对土壤微生物群落组成的改变,对土壤中小麦种子发芽有直接作用。（5）针对土壤中大量积累OAHs的净化问题,驯化筛选到一株能同时降解1-羟基-2-萘甲酸、1-萘酚和9,10-蒽醌的成晶节杆菌NT16。该菌株能够通过羟化、脱羧及加氧开环裂解等作用实现1-羟基-2-萘甲酸、1-萘酚和9,10-蒽醌的降解,最终通过水杨酸或邻苯二甲酸途径进入TCA循环。从基因组水平发现NT16菌株同时存在邻苯二酚-1,2双加氧酶和邻苯二酚-2,3双加氧酶基因,并且基因组中存在109个与芳环降解相关的基因,表明该菌株同时存在间位和邻位开环途径,具有优异的芳环降解能力。本论文研究工作为苯系物、多环芳烃及其他难降解有机物污染土壤修复后安全利用和再利用评估方法的建立奠定基础,也为进一步净化土壤中的OAHs提供参考。
李启虔[3]（2021）在《基于真菌固定化技术的多环芳烃污染土壤的生物修复研究》文中研究表明多环芳烃是我国土壤中典型的有机污染物,该类化合物具有潜在的致癌、致突变能力,对人类健康及生态环境安全构成了极大威胁。真菌因其多元的氧化酶系在修复多环芳烃污染土壤方面显示出了巨大潜力,但是在对污染物进行降解和转化中,真菌与土壤中的细菌是如何相互作用影响这一过程的,尚不清楚。另外,在实际应用中,将外源真菌接种于污染土壤中存在竞争力弱、难存活、有效浓度低等问题,这大大限制了其规模化应用。因此,需厘清真菌修复过程中真菌和土着细菌之间的作用关系,加深真菌降解和转化污染物的机理认识,同时,开发增强真菌在土壤中的适应力、竞争力和降解能力的技术和产品,对真菌修复走向实际应用具有重要意义。针对以上问题,首先,本文从真菌培养基质和生产工艺两个方面入手,发展了新型的真菌固定化技术,开发了土着真菌强化修复制剂,并将其接种至多环芳烃污染土壤中,系统探讨了生物修复的效果和机理。其次,采用DNA-稳定同位素探针技术,对真菌修复过程中土壤功能细菌的种群结构和变化进行了系统研究,结果可为全面了解多环芳烃真菌修复的过程和机制提供理论依据。论文取得的主要成果如下:（1）从石油污染土壤中分离获得23株多环芳烃降解真菌（编号FLQ-1至FLQ-23）,分别来自子囊菌门、接合菌门和担子菌门。Trichoderma longibrachiatum FLQ-4和Rigidoporus vinctus FLQ-16对液体培养基内的多环芳烃的去除效果最佳,它们对初始浓度为50 mg/L菲的去除效率分别达到94.6%和96.3%;对初始浓度为20 mg/L苯并（a）芘的去除效率达到90.7%和92.7%。测试菲在培养体系中各组分中的分布结果表明Trichoderma longibrachiatum FLQ-4对菲的降解主要在细胞内进行,而Rigidoporus vinctus FLQ-16对菲的降解主要在细胞外进行。Trichoderma longibrachiatum FLQ-4相较Rigidoporus vinctus FLQ-16具有更宽的适宜p H范围和更高的盐耐受能力,因此可能更适宜作为污染土壤修复材料。（2）以Rigidoporus vinctus FLQ-16为研究材料,从培养基质和生产工艺两方面对优化包封真菌技术进行初步探索。培养基质中添加共代谢底物ABTS,将有助于提高Rigidoporus vinctus FLQ-16的漆酶酶活和菲去除能力。固定化过程中,海藻酸钠的最佳浓度为3%,氯化钙的最佳浓度为4%。接种量和干燥时间只影响菌丝在载体上面的生长速度,而未对漆酶酶活和菲去除率带来显着影响。包封真菌的扫描电镜表征显示,海藻酸钙水凝胶层可以有效的将培养基质与外界隔离,却不影响真菌在内部的生长迁移,且穿透凝胶层与环境接触的菌丝并未破坏凝胶层结构。（3）利用包封真菌技术,成功的将真菌Trichoderma longibrachiatum FLQ-4定殖于多环芳烃污染土壤,真菌修复30天后,对土壤中的菲去除率达76.3%。扩增子测序结果表明,生物刺激和生物强化处理均显着提高了土壤中细菌的多样性,以变形菌门群落的丰度增加最为明显。来自γ-变形杆菌门的Rhodanobacter和Pseudomonas分别为生物强化处理和生物刺激处理组中被显着富集的优势菌种。我们推测土壤中的γ-变形杆菌可能与真菌通过共代谢方式参与到多环芳烃的降解过程。（4）通过DNA稳定同位素探针技术对真菌修复过程中土着菲降解功能细菌进行识别并对其多样性进行研究。结果表明,分别来自7个属（鞘氨醇单胞菌属、鞘氨醇杆菌属、食酸菌属、马赛菌属、黄杆菌属、贪铜菌属、气微菌和未分类的噬几丁质杆菌属）,共15个OTUs富集于重层DNA。在真菌生物强化过程中,随着菲去除率的增大,土着菲降解功能细菌的数量和多样性均显着增加。研究还发现真菌生物强化能够以共代谢的方式促进来自变形菌门的土着功能细菌参与到多环芳烃的降解过程,因此我们推测多环芳烃的生物降解来自真菌和土着细菌的联合作用。而来自变形菌门的鞘氨醇单胞菌属在真菌修复多环芳烃的过程中起到重要作用。本研究发展了新型应用于多环芳烃污染土壤修复的固定化真菌技术,并从土壤功能细菌的角度对真菌修复过程中污染物的降解转化机理进行初探,为进一步利用土着细菌与真菌之间的协同代谢机制,调节强化土着细菌的降解功能,开发和完善多环芳烃土壤生物修复技术打下理论基础。
许殷瑞[4]（2021）在《陕北采油区土壤微生物群落结构及对石油烃组分的利用机制》文中进行了进一步梳理油田区土壤污染是我国目前亟待解决的重大生态环境问题之一。陕北是我国重要的能源化工区,石油开采给当地的土壤生态环境带来很大的毒性风险。论文采集陕北10个不同区县油井场附近的土壤,对土壤理化性质、微生物种群结构多样性进行测定,探究石油胁迫对土壤菌群结构和多样性的影响作用;从石油污染土壤中富集筛选降解功能菌,测定降解功能菌群的组成和结构,比较污染土壤中降解功能菌群组成结构的差异;选取13C-十六烷作为石油烃组分的模式化合物,通过测定土壤磷脂脂肪酸碳同位素值,探究土壤微生物对石油烃组分的利用情况。通过研究得出以下结论:（1）陕北10个区县洁净土壤中的细菌门主要包括Proteobacteria和Actinobacteria,细菌属主要包括Pseudomonas、Saccharibacteria＿genera＿incertae＿sedis、Sphingomonas、Nocardioides、Marinobacter、Gemmatimonas、Arthrobacter和Acinetobacter等,土壤细菌ACE指数范围为1072～8121,Chao1指数范围为1220～2033,Shannon指数范围为3.69～7.24,Simpson指数范围为0.0658～0.0024;真菌门主要包括Ascomycota和Basidiomycota,真菌属主要包括Mortierella、unclassified＿Fungi、unclassified＿Hypocreales、Ochroconis、unclassified＿Ascomycota、Epicoccum、Fusarium和Alternaria等,土壤真菌ACE指数范围为250～816,Chao1指数范围为246～798,Shannon指数范围为2.73～4.30,Simpson指数范围为0.0330～0.2631。土壤微生物群落结构组成和多样性主要受地理方位、土壤理化性质以及采样区气候条件的影响。由北向南,土壤细菌群落丰富度和均匀度呈增加趋势,真菌群落丰富度同样呈增加趋势,均匀度的分布规律不明显。土壤含水率、全氮含量越大,碳氮比越小,土壤细菌群落结构多样性越好;土壤总有机碳、碳氮比越小,采样区年平均降雨量越大、年日照时数越少,土壤真菌群落结构多样性越好。（2）与洁净土壤相比,土壤受到12867～50200 mg/kg的石油污染后,细菌群落丰富度无显着变化,但会降低土壤细菌群落均匀度（石油污染土壤与洁净土壤的Shannon指数和Simpson指数差值与石油烃含量的相关性系数分别为-0.659和0.929）;石油污染对土壤真菌群落丰富度和均匀度的影响不显着。（3）降解功能菌衍生特性的研究结果表明,门水平上,降解功能菌与土壤总细菌结构组成相似,主要为Proteobacteria、Bacteroidetes和Actinobacteria。属水平上,降解功能菌与土壤总细菌结构组成存在差异,石油烃降解菌属主要为Acinetobacter、Pseudomonas、Olivibacter、Sphingobacterium、Ochrobactrum和Chryseobacterium;烷烃降解菌属主要为Stenotrophomonas、Acinetobacter、Klebsiella、Olivibacter、Pandoraea、Elizabethkingia、Neorhizobium、Pseudomonas和Rahnella;多环芳烃降解菌属主要为Pseudomonas、Klebsiella和Achromobacter。（4）向洁净土壤中加入13C-十六烷（4837～4936 mg/kg）作为石油烃组分模式化合物进行人工污染,对污染后的土壤分别加入硝酸钾和有机肥进行修复处理,修复第30 d十六烷的降解率分别从3.22%（未进行修复处理的控制实验）增加至6.49%和7.81%,加入硝酸钾和有机肥均能促进土壤中十六烷的降解。向土壤中添加十六烷和有机肥均能够提高土壤有机碳含量,加入硝酸钾对土壤有机碳含量的影响较小。土壤受到十六烷污染后,细菌、真菌、放线菌等各类微生物的含量降低,加入硝酸钾修复对各类微生物群体含量影响较小,而施入有机肥能够显着提高土壤中各类微生物群体的含量。（5）各处理土壤中,含量较高的PLFA单体为一般细菌16:00、18:00,G+细菌i15:0、a15:0、i16:0、i17:0、a17:0,G-细菌16:1ω5c、16:1ω7c、cy17:0ω7c、18:1ω5c、18:1ω7c、cy19:0ω7c,真菌18:1ω9c和放线菌16:0（10Me）、17:0（10Me）、18:0（10Me）、17:1ω7c（10Me）。利用13C-十六烷的微生物群体主要为一般细菌16:00,G+细菌i15:0、a15:0,G-细菌16:1ω5c、16:1ω7c,真菌18:1ω9c和放线菌16:0（10Me）。向土壤中加入硝酸钾和有机肥进行修复处理30 d时,不同磷脂脂肪酸单体利用标记外源碳所占比例分别从0.85%～3.83%提升至1.03%～5.00%和1.54%～7.02%,表明对有机污染土壤进行修复时,施入硝酸钾和有机肥作为生物刺激剂可在一定程度上促进土壤微生物对有机污染物的降解。
张维荣[5]（2021）在《钢铁厂周边土壤PAHs污染特征及土壤微生物响应》文中进行了进一步梳理多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）是一类典型的持久性有机污染物,在自然环境中广泛存在,对人类的身体健康和生态环境都有潜在危害。外源的PAHs污染会对环境中的微生物生态有较大的影响,使微生物的群落结构和多样性产生改变,但从污染环境中筛选PAHs降解菌仍然是目前获得高效降解菌、进行生态修复的有效方法之一。因此,了解环境中PAHs污染特征及微生物信息,对PAHs污染的生态修复有着重要意义。本研究采集了我国六个省份典型钢铁厂周边的污染土壤,测定土壤PAHs污染浓度和相关理化特性,并选择PAHs污染水平和生态风险最高的六个样点,通过PacBio 16S全长扩增子测序和qPCR相结合探究污染土壤中细菌群落结构,同时开展了PAHs降解菌筛选及降解效果的初步研究。主要研究结果如下:（1）在山东济南、浙江杭州、辽宁鞍山、山西太原、四川攀枝花和云南昆明等地区的多个样点中均检出PAHs,浓度范围在1.12-264.20 mg/kg,六个地区样点的PAHs平均浓度大小为山东济南（3.86±3.16 mg/kg）<浙江杭州（4.13±4.28mg/kg）<辽宁鞍山（10.39±2.89 mg/kg）<山西太原（11.67±4.45 mg/kg）<四川攀枝花（19.07±5.34 mg/kg）<云南昆明（130.24±106.70 mg/kg）,逐步回归分析发现土壤有机碳是PAHs残留的主控因子;内梅罗指数评价法表明济南、杭州和鞍山土样的PAHs污染较轻,但太原、攀枝花和昆明样点污染较严重;通过苯并[a]芘毒性当量生态风险评价发现多个土壤点位中的TEQBa P值超过规定风险值（0.55 mg/kg）,表明PAHs污染已构成潜在的生态风险。（2）对钢铁厂污染水平和生态风险最高的土样进行PacBio细菌16S全长扩增子测序,发现各土样中均存在典型的PAHs降解功能菌属和菌种,如Lysobacter、Marinobacter、Kocuria、Pseudarthrobacter等菌属和Bacillus megaterium、Lysobacter yangpyeongensis等菌种,高分子量PAHs污染严重的昆明样点中发现了更多的PAHs降解功能菌属;结合qPCR分析细菌的绝对含量,发现在PAHs污染严重的土壤中Lysobacter和Haliangium等PAHs降解菌的相对丰度低但其绝对含量较高;太原土壤中微生物群落多样性和丰富度最低、杭州土壤最高,土壤微生物共发生网络分析表明Ellin6067、Kocuria、Planomicrobium、RB41、Salinimicrobium、Marinobacter和Pseudoxanthomonas等PAHs降解菌是供试土壤微生物群落中的关键菌属。（3）从云南昆明、四川攀枝花、辽宁鞍山已测序的土壤样品中筛选分离到16株菲/芘降解菌,但山东济南、浙江杭州、山西太原等土样中未筛得降解菌,纯化后的菌株7天内菲（100 mg/L）、芘（50 mg/L）降解率分别为2.29%-95.96%、1.68%-24.26%;16S r RNA基因测序发现所获降解菌主要为Rhodococcus、Pseudarthrobacter、Pseudoxanthomonas、Mycolicibacterium、Microbacterium、Nocardioides、Streptomyces、Variovorax、Ensifer、Paenarthrobacter等十个菌属,除Mycolicibacterium和Paenarthrobacter外,其余菌属在Pacbio测序结果中均有对应,且在种水平上菌株WR3（Ensifer adhaerens）和WR22（Mycolicibacterium gilvum）在对应土壤细菌测序结果中均有检出;功能基因多样性鉴定发现,获得的降解菌株含有RHDα-GP、nid A、nid B、nar Aa、ndo、pdo等多种功能基因。
罗懿[6]（2021）在《石油在黄土壤中的垂直迁移特征及生态毒性研究》文中研究说明陕北是我国重要的石油产地,助力了我国的工业、农业、交通运输业的发展。开采、运输石油的过程中难免会发生含油污染物的泄露,这些难以自然降解的物质会在环境中以多种途径进行迁移,直接影响当地土壤、地下水等环境介质,对当地居民的生产、生活也造成严重威胁。石油的组成和性质相对多元化,使其在土壤中的迁移过程较为复杂。论文针对陕北气候条件及土质的特点,进行土柱淋溶实验。以陕北年降雨量为550 mm为研究的特定气候背景,分析对比淋溶过程中石油烃污染物在陕北均质黄绵土（HMJ）、陕北非均质黄绵土（HMF）、校园均质花园土（HYJ）、校园非均质花园土（HYF）中的垂直迁移特征。实验结果表明,在3个淋溶周期共计淋溶水量为2800 m L的条件下,4种不同土壤中石油污染物主要被土壤截留在表层15 cm处,第二、三周期的淋溶对4个土柱35～45 cm深度的总石油烃（TPH）、C14-C30烷烃组分、16种多环芳烃组分的垂直迁移影响较小。其中,对TPH、C14-C30烷烃的截留能力顺序为:花园非均质土>花园均质土>黄绵非均质土>黄绵均质土。同种土壤中,非均质土对石油污染物的截留效果好于均质土。利用小麦种子发芽实验、蚯蚓急性毒性实验对总石油烃（TPH）的生态毒性风险进行分析。土壤中的TPH含量≥15200 mg/kg时,小麦的出芽率≤43.3%,且随着TPH污染浓度的提高,小麦的出芽率下降显着。播种15 d的油污土壤（TPH≥15200 mg/kg）中小麦的平均株高（3.90 cm）显着低于未污染土壤的小麦平均株高（5.79 cm）。小麦中的叶绿素a、叶绿素b、类胡萝卜素与土壤中TPH含量呈显着负相关（p<0.01）。当土壤中TPH≥15000 mg/kg时,蚯蚓体重在14 d内下降量≥94 mg（空白组为44 mg）,土壤中高浓度石油烃对蚯蚓的生长抑制作用显着。基于总石油烃中烷烃和多环芳烃组分7:3的比例,向洁净土壤中分别加入等当量烷烃和多环芳烃进行人工污染,考查石油烃不同组分的生态风险。当土壤中烷烃含量为14000 mg/kg时,播种7 d和14 d小麦发芽率分别为50%和63%;蚯蚓体重分别由232 mg降低至148 mg（7 d）和168 mg（14 d）。当土壤中多环芳烃含量为6000 mg/kg时,播种7 d和14 d小麦发芽率分别为33%和46.7%,蚯蚓体重分别由228 mg降低至127 mg（7 d内）和143 mg（14 d内）。14 d时烷烃污染土壤中的叶绿素a、叶绿素b以及类胡萝卜素的含量分别为:5.17 mg/g、2.79 mg/g、0.41 mg/g;多环芳烃污染土壤中分别为:4.57 mg/g、2.50 mg/g、0.30 mg/g;表明石油烃中多环芳烃组分的毒性风险贡献率高于烷烃。利用16sRNA基因扩增子高通量测序技术,对比解析污染时长为10 d的油污土壤。测序结果表明,烷烃组分相比于多环芳烃组分对土壤微生物多样性的抑制更显着。在微生物门水平上,烷烃、多环芳烃污染土壤中Proteobacteria（变形杆菌门）丰度分别增加至39.07%、31.87%;Actinobacteria（放线菌门）丰度降至41.7%、48.81%;Pseudomonas（假单胞菌属）增加至23.91%、16.60%;表明烷烃组分比多环芳烃组分对变形杆菌门、假单胞菌属的促进生长作用更强,放线菌门对烷烃组分的耐受性最差。
凌露[7]（2021）在《有机质化学组成与微生物群落的相互关系及其对碳周转的调控》文中研究表明有机碳矿化过程主要受底物类型、微生物和环境因子等的影响。由于微生物对底物的偏好利用,微生物与不同底物（生物质炭、秸秆、根系分泌物）的相互关系及其对碳矿化的影响还有待深入研究。通过开展室内培养和温室盆栽实验,结合傅立叶变换离子回旋共振质谱（FT-ICR MS）、高通量测序、宏基因组、13C稳定同位素标记技术等,研究生物质炭、水稻秸秆及其根系分泌物矿化过程中,化学成分与微生物群落的动态变化、相互关系及其对碳周转的调控。（1）生物质炭降解过程中化学组成与微生物的相互关系及其对碳周转的调控在种植C3植物的土壤中添加C4生物质炭,培养28天,研究矿化、微生物、溶解性有机质（DOM）化学组成的相互关系。结果表明,添加生物质炭后,DOM难分解分子（缩合芳烃,单宁和木质素）减少,而易分解分子（脂类、碳水化合物等）增加,表明添加生物质炭处理中CO2矿化主要来自较难分解组分。可能是生物质炭添加后改变了土壤环境与养分资源,如土壤酸度减弱、养分吸附等,导致无环境胁迫土壤中的细菌群落以与DOM难分解组分呈负相关的A-策略型微生物（Alphaproteobacteria、Actinobacteria）为主,表明它们利用这些组分贡献于有机碳的矿化。（2）秸秆降解过程中化学组成与微生物的相互关系及其对碳周转的调控在红壤和黑土中添加13C标记的水稻秸秆,培养210天后研究微生物与化学组成的变化发现,秸秆降解过程中,红壤和黑土的相对激发效应机制存在差异:红壤中相对激发效应以富营养型微生物对易分解C的矿化为主,随着富营养型微生物、易分解碳的减少和贫营养型微生物增加,贫营养型微生物后期也会影响相对激发效应;而黑土的相对激发效应主要是由贫营养型微生物对难分解碳的利用造成,但前期富营养型微生物对少量易分解碳的利用也会影响相对激发效应。（3）根系分泌物化学组成与微生物的相互关系及其对碳周转的调控在温室种植高、中、低光合效率水稻,播种28天和77天后进行脉冲标记,然后破坏性取样研究根系分泌物、根际细菌群落及根际呼吸之间的关系。结果发现:1)营养生长期的根系分泌物以不饱和脂肪族、脂质、蛋白质和氨基糖类组分为主,招募富营养型细菌（Gammaproteobacteria,Bacteroidetes和Firmicutes）,富含分解易分解化合物的功能基因,根际呼吸较高。根系土壤呼吸,Myxococcota、Acidobacteriota和Cyanobacteria,GH120、PL10等均随植物光合效率增加而减少。2)生殖生长期则以单宁、木质素类组分为主,富集贫营养型菌群（Cyanobacteria,Acidobacteriota,Myxococcota,Verrucomicrobiota和Chloroflexi）,与难分解化合物成正相关,分解纤维素和果胶的功能基因丰度增加,根际呼吸较低,不同品种之间差异较小。综上可知,当存在环境胁迫时,S策略型微生物利用易分解碳改变自身特性抵御胁迫;当环境条件适宜且资源充足时,Y/r-策略型微生物利用易分解碳进行繁殖;当环境条件适宜但资源匮乏时,A/K-策略型微生物通过共代谢利用难分解碳,造成有机碳矿化。通过对微生物群落、底物化学组成的动态变化、相互关系的研究,可以为各类生态系统中碳矿化与封存提出一定的管理理论。
胡琳慧[8]（2021）在《莱州湾表层海水石油烃时空分布及细菌多样性研究》文中研究指明根据2018年10月（秋季）、2019年5月（春季）和2019年8月（夏季）在莱州湾进行的3次入海污染物通量和海域污染分布的陆海同步精细调查,估算了莱州湾主要入海河流及排污口石油类污染物排放通量,分析了莱州湾海域不同季节石油烃时空分布及影响因素,结合石油烃中正构烷烃组分及构成等,探讨了莱州湾海域水体中石油烃的来源。结果表明,莱州湾石油类污染物与盐度成显着的负相关（p<0.01）,高值区主要位于湾底部的小清河河口等入海通量分担率最高的陆源排放影响区域,且不同季节石油类污染物浓度均值与入海通量变化趋势一致,均呈现夏季高于春季又高于秋季的特征,表明陆源排放是莱州湾海域石油烃污染物浓度时空分布的决定性因素。此外,在2019年8月莱州湾M4、C2、C4和C5站位的表层海水中,总石油烃含量分别为0.1374±0.0018 mg/L、0.0719±0.0044mg/L、0.0576±0.0026 mg/L和0.0269±0.0020 mg/L,其中M4和C2站位明显超过海水一（二）类水质标准（≤0.05 mg/L）。该莱州湾表层海水中正构烷烃的碳数呈明显的“低碳数”和“高碳数”的双峰分布,且低碳数峰群具有明显的奇偶优势,主峰分别为n-C15和n-C18,表明该海域石油主要来源于水生生物和陆生植物,但局部海域受到明显的外源石油污染。微生物降解具有价格低、效果好且无二次污染的优点被广泛应用于海洋石油污染处理中。为了探究莱州湾石油烃含量和理化参数对细菌群落的影响,利用Ilumina Nova Seq测序平台,对表层海水样品的细菌进行16S rRNA基因测序,分析了莱州湾水体中不同分类水平下细菌相对丰度、群落组成、生态功能及环境因子与烃降解菌的相关性。结果显示,莱州湾海域中细菌的丰度整体较高,共发现18个细菌门,如变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、放线菌门（Actinobacteria）等,其中变形菌门（Proteobacteria）所占的丰度最高,是海洋细菌中的主要类群。从属水平上看,烃降解优势菌主要是食烷菌属（Alcanivorax）、弧菌属（Vibrio）、黄杆菌属（Flavobacterium）、分枝杆菌属（Mycobacterium）和假单胞菌属（Pseudomonas）,而黄杆菌（Flavobacterium）属于拟杆菌门（Bacteroidetes）,分枝杆菌（Mycobacterium）属于放线菌门（Actinobacteria）,其他菌属于变形菌门（Proteobacteria）。其中,M4站位的细菌丰度和多样性最高,且由近岸到湾口表层海水中细菌多样性呈现逐渐降低的趋势。同时,M4样本受到石油污染程度较高,其对应的烃降解菌丰度也较高,表明石油污染会导致细菌群落和丰度产生差异。另外,食烷菌属（Alcanivorax）与T、pH及DO均呈显着正相关（p<0.05）,而假单胞菌属（Pseudomonas）与T、pH及DO均呈显着负相关（p<0.05）,表明环境因子（T、pH和DO）对不同的烃降解菌影响不同。利用宏基因组测序技术分析了表层海水中微生物群落的功能类群、物种组成以及烃降解功能基因与环境因子的相关性。莱州湾海域4个站位中的优势门分别是变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、放线菌门（Actinobacteria）和蓝藻菌门（Cyanobacteria）,而共有的优势菌群是变形菌门（Proteobacteria）和拟杆菌门（Bacteroidetes）,相对丰度分别占56.28%和21.64%,表明二者在海水中占主导地位。在属水平上,优势菌属主要为聚球藻属（Synechococcus）、黄杆菌属（Flavobacterium）、新鞘氨醇杆菌属（Novosphingobium）、Gilvibacter及噬氢菌属（Hydrogenophaga）。在M4和C2站位,与石油烃降解相关的细菌相对丰度较高,主要是Flavobacterium、Pseudomonas、Sphingomonas及Vibrio,表明石油烃含量的增加促使优势菌的丰度增加。在宏基因组的多样性分析中,C2和M4样本中四种多样性指数均高于其他样本,表明这两个站位的菌群丰富度和多样性均较高,而在菌群的功能层面,4个样品之间的距离均较近,揭示了样本之间的功能丰度谱相似度较高。所有海水样品中与烷烃降解有关的基因只有alk B,与芳烃降解有关的基因为bamA、xylE、pcaL、tmoA、phdF、badA和nahAb,其中丰度较高的烃降解基因为bamA、alkB和xylE。4个样本中的烃降解功能基因与石油烃降解菌、环境理化因子均存在显着的相关性,除phdF基因外,其他PAHs降解基因均与TPHs含量呈显着正相关,与pH、溶解氧（DO）呈显着负相关（p<0.05）。
徐凌雪[9]（2021）在《贪铜菌CNP-8分解代谢氯代硝基酚的研究》文中研究说明卤代硝基芳烃是一类典型的环境异生物质,广泛应用于生产药物、染料、农药和杀虫剂。这类化合物大多具有致畸、致癌和致突变的性质,对生态环境和人类健康造成了严重的危害。氯代硝基酚是最常见的卤代硝基芳烃污染物,研究微生物对这类污染物的代谢途径和分子机制,不仅有助于了解这类污染物的环境命运,而且对应用微生物技术进行环境修复具有重要的意义。贪铜菌CNP-8是本实验室前期以2-氯-5-硝基酚（2-chloro-5-nitrophenol,2C5NP）为唯一碳源筛选到的一株细菌。最近,实验发现该菌株还可以分解代谢2,6-二氯-4-硝基酚（2,6-dichloro-4-nitrophenol,2,6-DCNP）和2-氯-4-硝基酚（2-chloro-4-nitrophenol,2C4NP）。于是,本研究开展了菌株CNP-8降解2,6-DCNP和2C4NP的代谢途径和分子机制研究,并利用该菌株实现了氯代硝基酚复合污染水体和土壤的微生物修复研究。本研究证实了菌株CNP-8能够利用2,6-DCNP为唯一碳源和氮源生长。对该菌株降解2,6-DCNP的动力学进行了研究。生物转化结果显示,参与代谢的基因是诱导型的,于是结合基因组、转录组和实时荧光定量PCR（RT-q PCR）分析,鉴定到菌株CNP-8中参与2,6-DCNP代谢的hnp基因簇。将参与代谢的关键酶Hnp A、Hnp B和Hnp C在大肠杆菌中异源表达,利用亲和层析纯化,并进行了酶学分析和产物鉴定。结果显示,双组分单加氧酶Hnp AB先催化2,6-DCNP氧化脱硝基生成2,6-二氯对苯二醌（2,6-dichloro-1,4-benzoquinone,2,6-DCBQ）,被还原成2,6-二氯对苯二酚（2,6-dichlorohydroquinone,2,6-DCHQ）,随后进一步催化2,6-DCHQ脱氯,并生成6-氯偏苯三酚（6-chloro-1,2,4-benzenetriol,6-CBT）。Hnp C催化6-CBT开环生成2-氯-马来酰乙酸（2-chloro-maleylacetate,2CMA）。基因敲除和互补实验证实hnp A基因是CNP-8菌株降解2,6-DCNP所必需的基因。本研究首次揭示了菌株CNP-8降解2,6-DCNP的代谢途径和分子机制。本研究前期发现菌株CNP-8还能降解2C4NP,初步鉴定该菌株通过偏苯三酚途径降解2C4NP。目前,关于微生物降解2C4NP的代谢途径相关报道表明革兰氏阳性菌是通过偏苯三酚途径降解2C4NP,革兰氏阴性菌则是通过2-氯对苯二酚途径降解2C4NP。菌株CNP-8作为一株革兰氏阴性菌,其分解代谢2C4NP的途径却有别于以往报道的革兰氏阴性菌,和革兰氏阳性菌具有相同的代谢途径。于是,进一步从分子和生化水平揭示了该菌株降解2C4NP的代谢机制。RT-q PCR分析显示参与2,6-DCNP代谢的hnp基因簇可能也负责2C4NP的代谢。酶学分析显示,Hnp AB能顺序催化2C4NP脱硝和脱氯,生成开环底物偏苯三酚（1,2,4-benzenetriol,BT）,随后由Hnp C催化开环生成马来酰乙酸（maleylacetate,MA）。基因敲除和互补实验表明hnp A基因也是菌株CNP-8降解2C4NP所必需的基因。对Hnp A的进化起源分析发现,虽然菌株CNP-8具有和其他革兰氏阳性2C4NP降解菌一样的代谢途径,但是Hnp A与其他革兰氏阳性菌中的2C4NP单加氧酶具有不同的进化起源。本研究首次发现革兰氏阴性细菌可以通过偏苯三酚途径代谢2C4NP,增加了对微生物降解2C4NP代谢多样性的认知。基于菌株CNP-8能降解2C4NP、2C5NP和2,6-DCNP等多种卤代硝基酚,而且其代谢途径和代谢机制已得到了清楚的阐释。进一步对菌株CNP-8在微生物修复领域的应用前景进行了研究。利用菌株CNP-8对同时加入三种氯代硝基酚的模拟污水和污染土壤分别进行了污染修复实验实验,结果表明菌株CNP-8能快速降解环境污染中的三种氯代硝基酚,展现了菌株CNP-8在氯代硝基酚复合污染环境中的实际应用潜力。
张贺[10]（2021）在《秸秆还田对污染土壤中多环芳烃降解的影响》文中研究表明多环芳烃（PAHs）广泛存在于大气、水体、土壤等环境介质,是一种具有致癌性、致畸性和致突变性的持久有机污染物。多环芳烃主要来源于人类活动,包括交通、工业排放、煤炭和化石燃料燃烧等过程。土壤是多环芳烃一个重要的汇,大气及水体中的多环芳烃最终通过干湿沉降进入土壤。土壤中的多环芳烃不仅毒害植物和土壤微生物,还通过皮肤接触、呼吸及膳食途径进入人体,危害人体健康。因此降低土壤中多环芳烃污染,减少农产品吸收、积累多环芳烃具有重要意义。本研究以多环芳烃污染土壤为研究对象,探究了玉米秸秆和根茬还田对土壤中多环芳烃降解的影响;调查了单独或联合添加秸秆、葡萄糖、叠氮化钠对土壤中多环芳烃降解、形态转化、生物有效性、微生物群落以及相关多环芳烃降解基因的影响;并研究了添加不同比例玉米秸秆（1%、2.5%和5%w/w）对冬小麦吸收、积累多环芳烃的影响。主要研究结果如下:添加玉米秸秆或根茬显着（P<0.05）增加了土壤中CO2的排放速率和70天培养期CO2累计排放量,且CO2排放速率随秸秆或根茬添加量的增加而增大。添加玉米秸秆和根茬明显提高土壤可溶性有机碳和土壤微生物量碳含量,在5%（w/w）添加量下,玉米秸秆比根茬更有利于土壤中可溶性有机碳和土壤微生物量碳的增加。添加玉米秸秆和根茬均提高了土壤中多环芳烃的溶解性和移动性,进而促进了污染土壤中多环芳烃的降解,其中在5%（w/w）添加量下秸秆比根茬更有利于土壤中多环芳烃的降解。培养70天后,添加葡萄糖和秸秆显着（P<0.05）增加了土壤中多环芳烃的降解率,添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖处理下多环芳烃降解率与对照相比分别增加了13.01%、20.62%和29.81%。同时,土壤中有效态多环芳烃浓度明显下降,添加葡萄糖(17.12μg kg-1)、秸秆(16.87μg kg-1)、联合添加秸秆和葡萄糖(15.27μg kg-1)处理下土壤中有效态多环芳烃浓度显着（P<0.05）低于对照土壤(46.17μg kg-1)。此外,添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖均显着增加了土壤中可溶性有机碳含量和土壤微生物量碳含量。可溶性有机物质的积累增加了土壤中多环芳烃的溶解能力,使得被吸附固定的锁定态多环芳烃向结合态发生转化,进而易于被土壤微生物利用。添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖处理改变了土壤中微生物群落,增加了土壤中多环芳烃降解相关细菌的相对丰度和降解基因的比例,促进了土壤中多环芳烃的降解。添加秸秆显着（P<0.05）降低了根际土壤和非根际土壤中多环芳烃的含量,不同比例秸秆还田处理下根际和非根际土壤多环芳烃降解率由高到低的顺序为5%>2.5%>1%。土壤中多环芳烃的残留量下降,导致冬小麦地上部和籽粒中多环芳烃浓度随小麦根系吸收多环芳烃的下降而减少,在5%秸秆添加处理下冬小麦籽粒中Ba P浓度低于食品安全国家标准(5.0μg kg-1)。综上所述,添加葡萄糖、秸秆以及联合添加秸秆和葡萄糖的土壤中多环芳烃具有较高的降解率,进而显着（P<0.05）降低了有效态多环芳烃（水溶态和酸溶态）的浓度,可溶性有机碳的增加促进了土壤中锁定态多环芳烃向结合态发生转化。在添加量为5%（w/w）时,玉米秸秆还田比根茬还田更有利于土壤中多环芳烃的降解。
二、降解芳烃微生物的多样性（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、降解芳烃微生物的多样性（论文提纲范文）
（1）生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 海绵城市建设与低影响开发理念 |
| 1.2.2 生物滞留系统对径流污染物的去除研究 |
| 1.2.3 生物滞留系统污染物累积研究 |
| 1.2.4 生物滞留系统污染物累积风险评价研究 |
| 1.2.5 生物滞留系统微生态系统研究 |
| 1.2.6 生物滞留系统PAHs的模拟模型研究 |
| 1.3 存在的主要问题 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法及技术路线 |
| 2 研究区概况与试验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 总体思路 |
| 2.2.2 现场监测 |
| 2.2.3 室外试验 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 3 雨水花园中碳氮磷和重金属累积特征及微生物群落演变 |
| 3.1 雨水花园对雨水径流水量水质的调控效果 |
| 3.1.1 水量削减效果 |
| 3.1.2 水质净化效果 |
| 3.2 雨水花园污染物累积研究 |
| 3.2.1 雨水花园污染物累积特征 |
| 3.2.2 雨水花园重金属风险评价 |
| 3.3 雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.1 不同运行时间雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.2 不同填料类型雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.3 不同排水方式雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.4 雨水花园微生态系统的影响因素 |
| 3.4.1 环境因子与微生物生态特征的关联性 |
| 3.4.2 雨水花园微生态系统稳定性的影响因素 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 道路植生滞留槽多环芳烃累积特征及对微生物的影响 |
| 4.1 道路植生滞留槽中PAHs累积水平 |
| 4.1.1 PAHs时空分布及赋存特征 |
| 4.1.2 PAHs污染水平评价 |
| 4.1.3 PAHs与土壤性质关联性 |
| 4.2 道路植生滞留槽PAHs来源解析及风险评价 |
| 4.2.1 PAHs来源解析 |
| 4.2.2 PAHs风险评估 |
| 4.3 植生滞留槽PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.1 PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.2 PAHs与微生物群落关联性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 不同填料生物滞留系统污染物累积对填料微生态系统的影响 |
| 5.1 生物滞留系统的负荷削减效果 |
| 5.1.1 生物滞留系统对碳氮磷及重金属的负荷削减效果 |
| 5.1.2 生物滞留系统对PAHs的负荷削减效果 |
| 5.2 生物滞留系统pH及污染物含量变化 |
| 5.2.1 pH变化 |
| 5.2.2 碳氮磷含量变化 |
| 5.2.3 重金属含量变化及分布 |
| 5.2.4 PAHs含量变化及分布 |
| 5.3 生物滞留系统填料中微生态系统变化 |
| 5.3.1 微生物多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构 |
| 5.3.3 填料酶活性 |
| 5.4 生物滞留系统污染物与微生态系统关联性 |
| 5.4.1 环境因子与填料微生物群落的相关性 |
| 5.4.2 生物滞留系统污染物累积与酶活性及微生物种群的定量关系 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 生物滞留系统微生态系统的响应机制及多环芳烃归趋模拟 |
| 6.1 生物滞留系统填料微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.1.1 生物滞留系统污染物与填料生物系统的相互作用 |
| 6.1.2 生物滞留系统微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.2 基于HYDRUS-1D的生物滞留系统PAHs归趋模拟 |
| 6.2.1 模型原理 |
| 6.2.2 初始条件与边界条件 |
| 6.2.3 参数敏感性分析 |
| 6.2.4 模型率定与验证 |
| 6.2.5 PAHs归趋行为情景模拟 |
| 6.3 关于维持生物滞留系统微生态系统稳定性和长效运行的讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（2）污染土壤修复过程中含氧芳烃积累规律、毒性及其降解菌特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 含氧芳烃及其产生途径 |
| 1.1.1 含氧芳烃及其结构特征 |
| 1.1.2 含氧芳烃产生途径 |
| 1.2 含氧芳烃毒性作用机制及其研究方法 |
| 1.2.1 含氧芳烃对生物的毒性作用 |
| 1.2.2 含氧芳烃毒性作用机制研究现状 |
| 1.2.3 含氧芳烃毒性研究方法 |
| 1.3 土壤中含氧芳烃污染特征、危害及研究现状 |
| 1.3.1 土壤中含氧芳烃积累规律及分布特征 |
| 1.3.2 土壤中含氧芳烃毒性作用及研究现状 |
| 1.4 含氧芳烃降解菌及其特性研究现状 |
| 1.4.1 含氧芳烃降解菌及其代谢方式 |
| 1.4.2 微生物代谢含氧芳烃的途径 |
| 1.4.3 微生物降解含氧芳烃的关键酶 |
| 1.5 存在问题和研究意义 |
| 1.6 研究内容和技术路线 |
| 2 典型修复菌株筛选及其积累含氧芳烃的特性研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验样品及主要试剂 |
| 2.1.2 主要实验仪器 |
| 2.1.3 典型修复菌株的筛选方法 |
| 2.1.4 筛选菌株的理化鉴定及表征方法 |
| 2.1.5 筛选菌株的分子鉴定方法 |
| 2.1.6 筛选菌株降解PAHs特性研究方法 |
| 2.1.7 筛选菌株降解菲过程中OAHs的提取与分析 |
| 2.1.8 筛选菌株产表面活性剂表征方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 典型修复菌株的筛选 |
| 2.2.2 FF菌株生理生化特征 |
| 2.2.3 FF菌株的分子鉴定 |
| 2.2.4 FF菌株降解PAHs特性 |
| 2.2.5 FF菌株液相条件下降解菲积累OAHs的特征分析 |
| 2.2.6 FF菌株修复菲污染土壤过程中OAHs的积累特征分析 |
| 2.2.7 FF菌株产表面活性剂检测 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 典型含氧芳烃的土壤生态毒性作用研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 主要试剂及实验仪器 |
| 3.1.2 典型含氧芳烃对土壤微生物群落结构的影响的研究方法 |
| 3.1.3 典型含氧芳烃对土壤酶活性的影响研究方法 |
| 3.1.4 典型含氧芳烃对小麦种子的影响研究方法 |
| 3.1.5 典型OAHs对土壤酶活性和对微生物组成影响的相关性分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 典型OAHs对土壤微生物群落结构的影响作用分析 |
| 3.2.2 典型OAHs对土壤酶活性的影响分析 |
| 3.2.3 典型OAHs对水培条件下小麦种子发芽的影响分析 |
| 3.2.4 典型OAHs对土壤酶活及对微生物组成影响的相关性分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 FF菌降解菲积累的混合OAHs对土壤生态毒性的作用研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 主要实验试剂及仪器 |
| 4.1.2 FF菌所产混合OAHs对 Vibrio fisheri的急性毒性检测方法 |
| 4.1.3 FF菌所产混合OAHs对土壤微生物群落结构的影响研究方法 |
| 4.1.4 FF菌所产混合OAHs对小麦种子的影响研究方法 |
| 4.1.5 OAHs组成、土壤微生物群落及小麦种子发芽指数的相关分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 FF菌所产混合OAHs对 Vibrio fisheri的急性毒性作用 |
| 4.2.2 FF菌降解菲所产混合OAHs对土壤微生物群落结构的影响 |
| 4.2.3 FF菌所产混合OAHs对小麦种子的影响 |
| 4.2.4 OAHs组成、土壤微生物群落及小麦种子发芽指数的相关分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 含氧芳烃降解菌的筛选与降解特性研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 OAHs污染土壤样品的处理 |
| 5.1.2 OAHs污染土壤中可培养微生物的分离鉴定 |
| 5.1.3 OAHs耐受及降解菌的筛选方法 |
| 5.1.4 OAHs降解菌的鉴定及表征方法 |
| 5.1.5 筛选菌对典型OAHs的代谢特征研究方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 OAHs污染土壤中可培养微生物的分离鉴定 |
| 5.2.2 OAHs污染对土壤中可培养微生物组成的影响分析 |
| 5.2.3 OAHs耐受菌的筛选 |
| 5.2.4 OAHs降解菌株的鉴定 |
| 5.2.5 NT16菌对典型OAHs的代谢特征 |
| 5.2.6 NT16菌降解1-羟基-2-萘甲酸中间产物鉴定及途径分析 |
| 5.2.7 NT16菌降解1-萘酚中间产物鉴定及途径分析 |
| 5.2.8 NT16菌降解9,10-蒽醌中间产物鉴定及途径分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 成晶节杆菌NT16中芳环降解基因获取策略探索 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 菌株和质粒 |
| 6.1.2 主要实验试剂及仪器 |
| 6.1.3 NT16菌株基因组文库的构建及筛选方法 |
| 6.1.4 同源引物扩增加氧酶和脱羧酶基因的方法 |
| 6.1.5 NT16菌株脱羧酶基因的异源表达及功能验证方法 |
| 6.1.6 NT16菌株全基因组测序及分析方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 NT16菌株基因组文库的构建及加氧酶基因筛选 |
| 6.2.2 同源引物扩增1-羟基-2萘甲酸双加氧酶和脱羧酶基因 |
| 6.2.3 NT16菌株中脱羧酶基因的异源表达 |
| 6.2.4 NT16菌株全基因组测序分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 结论、创新点与研究展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者在读期间研究成果 |
| 附录 |
（3）基于真菌固定化技术的多环芳烃污染土壤的生物修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 多环芳烃概述 |
| 1.2 多环芳烃污染土壤的微生物修复 |
| 1.2.1 微生物修复技术及其应用 |
| 1.2.2 微生物修复机理 |
| 1.3 多环芳烃污染土壤的真菌修复 |
| 1.3.1 真菌修复多环芳烃污染土壤的机理研究 |
| 1.3.2 真菌修复多环芳烃污染土壤的应用研究 |
| 1.4 微生物固定化技术 |
| 1.4.1 固定化方法 |
| 1.4.2 包封真菌技术 |
| 1.5 研究目的、内容与技术路线 |
| 第2章 高效多环芳烃降解真菌的筛选与鉴定 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 土壤采集 |
| 2.2.2 菲降解真菌的富集与分离 |
| 2.2.3 产漆酶真菌的鉴定 |
| 2.2.4 菌种鉴定 |
| 2.2.5 漆酶活力测定 |
| 2.2.6 多环芳烃降解能力的测定 |
| 2.2.7 多环芳烃的分析 |
| 2.2.8 真菌培养条件优化 |
| 2.2.9 真菌对菲的去除方式 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 多环芳烃降解真菌的分离纯化 |
| 2.3.2 真菌漆酶酶活测定结果 |
| 2.3.3 真菌多环芳烃降解能力 |
| 2.3.4 真菌培养条件优化 |
| 2.3.5 真菌对菲的去除方式 |
| 2.4 分析与讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 包封真菌技术的开发与优化 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 培养基质的塑模 |
| 3.2.2 真菌悬浊液的制备 |
| 3.2.3 真菌的接种与包封 |
| 3.2.4 真菌细胞包封技术优化 |
| 3.2.5 包封真菌的微观形态 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 包封真菌的形态特征 |
| 3.3.2 培养基优化结果 |
| 3.3.3 工艺参数优化结果 |
| 3.3.4 包封真菌的电镜表征 |
| 3.4 分析与讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 包封真菌Trichoderma longibrachiatum FLQ-4 在修复多环芳烃污染土壤中的应用 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料的准备 |
| 4.2.2 真菌生物修复实验 |
| 4.2.3 土壤总DNA的提取 |
| 4.2.4 扩增子测序及分析 |
| 4.2.5 组间差异OTU的识别 |
| 4.2.6 土壤中多环芳烃的提取与分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 污染土壤中菲的去除 |
| 4.3.2 细菌群落概况 |
| 4.3.3 真菌群落概况 |
| 4.3.4 显着富集于各处理组的细菌OTU |
| 4.4 分析与讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 基于稳定性同位素探针探究真菌修复过程中土着功能细菌的作用研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 土壤采集 |
| 5.2.2 DNA-SIP微宇宙的建立 |
| 5.2.3 DNA的提取和超离 |
| 5.2.4 扩增子测序与分析 |
| 5.2.5 多环芳烃的提取分析 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 DNA-SIP微宇宙培养中菲的降解情况 |
| 5.3.2 通过DNA-SIP识别NS处理组内的菲降解细菌 |
| 5.3.3 通过DNA-SIP识别NSLS处理组内的菲降解细菌 |
| 5.3.4 通过DNA-SIP识别NSTL处理组内的菲降解细菌 |
| 5.3.5 不同生物修复处理组中菲降解细菌群落的变化情况 |
| 5.3.6 菲降解菌与各生物修复过程中差异OTU的比较 |
| 5.4 分析与讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论、创新点及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（4）陕北采油区土壤微生物群落结构及对石油烃组分的利用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 石油污染及危害 |
| 1.1.2 石油污染土壤修复技术 |
| 1.1.3 国内外石油污染现状 |
| 1.2 土壤微生物多样性及研究方法 |
| 1.2.1 土壤微生物多样性 |
| 1.2.2 传统微生物平板培养方法 |
| 1.2.3 磷脂脂肪酸(PLFA)分析技术 |
| 1.2.4 Biolog微平板法 |
| 1.2.5 变性梯度凝胶电泳(PCR-DGGE)法 |
| 1.2.6 限制性片段长度多态性分析(RFLP) |
| 1.2.7 高通量测序方法 |
| 1.3 稳定同位素技术在土壤环境分析中的应用 |
| 1.3.1 稳定同位素技术原理 |
| 1.3.2 稳定同位素测定方法与仪器 |
| 1.3.3 稳定同位素技术的应用 |
| 1.4 研究内容、技术路线及研究意义 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.4.3 研究意义 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器与材料 |
| 2.1.1 主要仪器 |
| 2.1.2 主要试剂及耗材 |
| 2.1.3 采样区地理气候条件 |
| 2.1.4 供试土壤及预处理方法 |
| 2.1.5 样品名称及编号 |
| 2.2 实验方案与方法 |
| 2.2.1 研究方案 |
| 2.2.2 土壤理化性质测定方法 |
| 2.2.3 降解菌筛选 |
| 2.2.4 高通量测序方法 |
| 2.2.5 土壤PLFA碳同位素测定 |
| 3 陕北油田区土壤微生物群落结构及影响因素 |
| 3.1 土壤理化性质测定结果 |
| 3.2 土壤细菌群落结构 |
| 3.2.1 高通量测序结果质量控制 |
| 3.2.2 洁净土壤中的细菌种群结构和多样性 |
| 3.2.3 影响洁净土壤中细菌种群结构和多样性的关键因素 |
| 3.2.4 石油污染土壤中细菌群落结构组成及影响因素 |
| 3.3 土壤真菌群落结构 |
| 3.3.1 高通量测序结果质量控制 |
| 3.3.2 洁净土壤中的真菌种群结构和多样性 |
| 3.3.3 影响洁净土壤中真菌种群结构和多样性的关键因素 |
| 3.3.4 石油污染土壤中真菌群落结构组成及影响因素 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 污染土壤中的石油降解菌衍生特性研究 |
| 4.1 石油烃降解菌群落结构解析 |
| 4.2 烷烃降解菌群落结构解析 |
| 4.3 多环芳烃降解菌群落结构解析 |
| 4.4 降解功能菌与土壤总细菌间的结构组成差异 |
| 4.4.1 门水平差异 |
| 4.4.2 属水平差异 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 土壤微生物对十六烷的降解特性研究 |
| 5.1 数据计算与统计 |
| 5.2 土壤十六烷含量分析 |
| 5.3 土壤有机碳含量分析 |
| 5.4 土壤磷脂脂肪酸含量分析 |
| 5.5 磷脂脂肪酸碳同位素分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 硕士研究生学习阶段发表论文 |
（5）钢铁厂周边土壤PAHs污染特征及土壤微生物响应（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.引言 |
| 1.1 环境中的PAHs |
| 1.1.1 PAHs的来源和环境行为 |
| 1.1.2 我国土壤PAHs污染现状 |
| 1.2 PAHs污染土壤中的微生物响应 |
| 1.2.1 PAHs污染对土壤中微生物α多样性的影响 |
| 1.2.2 PAHs污染对土壤中微生物结构和功能的影响 |
| 1.3 PAHs的微生物降解 |
| 1.3.1 PAHs降解微生物 |
| 1.3.2 PAHs的微生物降解途径和机制 |
| 1.4 论文研究目标和技术路线 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2.钢铁厂周边土壤中PAHs污染特征及风险评价 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 主要试剂和仪器 |
| 2.1.3 土壤理化性质的测定 |
| 2.1.4 土壤中PAHs的提取和测定 |
| 2.1.5 数据分析和统计 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 钢铁厂周边土壤的物理化学特性 |
| 2.2.2 钢铁厂周边土壤中PAHs污染程度 |
| 2.2.3 钢铁厂周边土壤PAHs污染生态风险评价 |
| 2.4 本章小结 |
| 3.钢铁厂周边土壤中的微生物群落分析 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试土壤 |
| 3.1.2 主要试剂和仪器 |
| 3.1.3 土壤总DNA提取及PacBio测序 |
| 3.1.4 土壤中细菌16S r RNA基因含量测定 |
| 3.1.5 PacBio测序数据统计和分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 各样品土壤细菌测序序列质量分析 |
| 3.2.2 钢铁厂周边土壤中细菌的相对丰度 |
| 3.2.3 钢铁厂周边土壤中细菌的绝对含量 |
| 3.2.4 钢铁厂周边土壤细菌群落多样性及网络分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4.钢铁厂周边土壤中PAHs降解功能菌的筛选及特性 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试土壤 |
| 4.1.2 主要试剂和仪器 |
| 4.1.3 降解菌筛选方法 |
| 4.1.4 16S r RNA基因序列分析 |
| 4.1.5 PAHs降解功能基因分析 |
| 4.1.6 PAHs降解效率测定 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 降解菌的筛选及降解作用 |
| 4.2.2 降解菌的种属鉴定 |
| 4.2.3 降解菌的降解功能基因多样性 |
| 4.3 本章小结 |
| 5.研究总结与研究展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.1.1 钢铁厂周边土壤中PAHs污染特征及风险评价结果 |
| 5.1.2 钢铁厂周边土壤中的微生物群落分析 |
| 5.1.3 钢铁厂周边土壤中PAHs降解功能菌的筛选及特性 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间主要学术成果 |
（6）石油在黄土壤中的垂直迁移特征及生态毒性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 石油的组成和性质 |
| 1.1.1 石油的组成 |
| 1.1.2 石油的物理、化学性质 |
| 1.2 石油进入土壤的途径 |
| 1.3 国内外石油污染土壤现状 |
| 1.3.1 国外石油污染土壤现状分析 |
| 1.3.2 国内石油污染土壤现状分析 |
| 1.4 石油污染土壤的危害 |
| 1.4.1 对土壤的危害 |
| 1.4.2 对水体的危害 |
| 1.4.3 对大气的危害 |
| 1.4.4 对人类的危害 |
| 1.5 石油污染物在土壤中的存在形式 |
| 1.6 石油污染物在土壤中的迁移转化 |
| 1.7 石油污染土壤中微生物多样性 |
| 1.8 高通量测序分析技术的优点 |
| 1.9 研究内容与意义 |
| 1.9.1 研究内容 |
| 1.9.2 研究意义 |
| 1.9.3 拟解决的关键问题 |
| 1.9.4 技术路线图 |
| 2 实验材料和方法 |
| 2.1 实验仪器及试剂 |
| 2.2 土壤淋溶实验 |
| 2.2.1 原油和供试土壤 |
| 2.2.2 供试土壤基本性质的测定方法 |
| 2.2.3 供试土壤理化性质测定结果 |
| 2.2.4 供试土壤粒径分布 |
| 2.3 淋溶试验装置 |
| 2.3.1 淋溶土柱的装填方法 |
| 2.3.2 淋溶土柱编号及土壤类型 |
| 2.3.3 淋溶土柱装填体积及容重 |
| 2.4 各组分石油烃的测定方法 |
| 2.5 毒性测定方法 |
| 2.5.1 小麦发芽实验 |
| 2.5.2 小麦叶绿素测定 |
| 2.5.3 蚯蚓毒性实验 |
| 2.6 高通量测序技术 |
| 3 石油烃在不同质地土壤中的垂直迁移特性 |
| 3.1 不同土柱中淋溶土壤的理化性质分析 |
| 3.1.1 土壤含水率分析 |
| 3.1.2 土壤有机碳含量分析 |
| 3.1.3 pH值分析 |
| 3.1.4 氧化还原电位分析 |
| 3.2 不同土柱中总石油烃的垂直迁移特征 |
| 3.3 同一土柱中总石油烃的垂直迁移特征 |
| 3.4 石油烃不同组分的垂直迁移特征 |
| 3.4.1 C14-C30 烷烃在土壤中的垂直迁移特征 |
| 3.4.2 16 种多环芳烃在土壤中的垂直迁移特征 |
| 3.5 小结 |
| 4 石油烃不同组分的生态毒性风险研究 |
| 4.1 总石油烃的生态毒性分析 |
| 4.2 烷烃、多环芳烃的生态毒性分析 |
| 4.3 有机溶剂污染土壤的生态毒性分析 |
| 4.4 小结 |
| 5 石油胁迫对土壤微生物群落结构的影响作用 |
| 5.1 石油烃不同组分对土壤微生物多样性的影响 |
| 5.1.1 Alpha指数稀释性曲线分析 |
| 5.1.2 土壤微生物群落多样性分析 |
| 5.2 土壤微生物群落结构分析 |
| 5.2.1 门水平菌群结构分析 |
| 5.2.2 微生物属水平群落结构分析 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（7）有机质化学组成与微生物群落的相互关系及其对碳周转的调控（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 土壤有机质 |
| 1.2.1 检测土壤有机质化学组成的技术 |
| 1.2.2 土壤有机质化学组成的表征 |
| 1.3 土壤微生物群落生活史特征 |
| 1.4 有机质化学组成与微生物群落的关系 |
| 1.5 有机质化学组成-微生物群落-碳周转 |
| 1.6 稳定碳同位素在碳矿化研究中的应用 |
| 1.6.1 稳定同位素的有关术语及计算 |
| 1.6.2 稳定同位素的测定方法与仪器 |
| 1.6.3 稳定同位素与碳循环研究 |
| 1.7 论文研究内容 |
| 1.7.1 研究目的与意义 |
| 1.7.2 科学问题 |
| 1.7.3 研究内容 |
| 1.7.4 研究方法与核心技术 |
| 1.7.5 技术路线 |
| 第二章 生物质炭降解过程中化学组成与微生物的相互关系及其对碳周转的调控 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 供试材料分析 |
| 2.2.2 供试土壤 |
| 2.2.3 实验设计 |
| 2.2.4 基础理化性质的测定 |
| 2.2.5 矿化总量的计算 |
| 2.2.6 CO_2分源计算 |
| 2.2.7 土壤样品DOM的提取与测定 |
| 2.2.8 FT-ICR MS数据的分析 |
| 2.2.9 16S rRNA基因测序 |
| 2.2.10 土壤微生物及环境变量分析 |
| 2.3 研究结果 |
| 2.3.1 土壤特征与矿化 |
| 2.3.2 土壤溶解性有机质的特征 |
| 2.3.3 土壤细菌群落的特征 |
| 2.3.4 DOM分子组成与土壤细菌群落的关系 |
| 2.3.5 DOM组成、细菌群落与C动态的关系 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 非生物因素形成细菌群落 |
| 2.4.2 DOM组成与细菌群落的关系 |
| 2.4.3 微生物特性决定生物质炭引起的有机碳矿化 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 秸秆降解过程中化学组成与微生物的相互关系及其对碳周转的调控 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料分析 |
| 3.2.2 供试土壤 |
| 3.2.3 基础理化性质的测定 |
| 3.2.4 实验设计 |
| 3.2.5 矿化量、激发及相对激发效应的计算 |
| 3.2.6 土壤样品DOM的提取与测定 |
| 3.2.7 FT-ICR MS数据分析 |
| 3.2.8 高通量测序分析 |
| 3.2.9 统计分析 |
| 3.3 研究结果 |
| 3.3.1 土壤特征与矿化 |
| 3.3.2 土壤溶解性有机质的动态变化及差异分析 |
| 3.3.3 土壤细菌群落的动态变化及差异分析 |
| 3.3.4 DOM化学组成与土壤细菌群落的关系 |
| 3.3.5 DOM化学组成、细菌群落与C动态的关系 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 土壤溶解性有机质的动态变化 |
| 3.4.2 土壤细菌群落的动态变化 |
| 3.4.3 DOM化学组成与土壤细菌群落的关系 |
| 3.4.4 DOM组成、细菌群落与C动态的关系 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 根系分泌物化学组成与微生物的相互关系及其对碳周转的调控 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料分析 |
| 4.2.2 供试土壤 |
| 4.2.3 基础理化性质的测定 |
| 4.2.4 实验设计 |
| 4.2.5 根际矿化总量的计算 |
| 4.2.6 根际分泌物DOM的提取与测定 |
| 4.2.7 FT-ICR MS数据的分析 |
| 4.2.8 根际微生物16S rRNA测序、宏基因组测序 |
| 4.2.9 微生物16S rRNA及宏基因组数据的分析 |
| 4.3 研究结果 |
| 4.3.1 根际矿化总量 |
| 4.3.2 根系分泌物化学组成的动态变化 |
| 4.3.3 根际微生物群落的动态变化 |
| 4.3.4 根系分泌物化学组成与根际微生物群落的关系 |
| 4.3.5 根际微生物群落的功能特性 |
| 4.3.6 根系分泌物、根际微生物与C动态的关系 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 根系分泌物和根际微生物的动态变化 |
| 4.4.2 根系分泌物与根际微生物群落的关系 |
| 4.4.3 根际微生物群落结构的功能特性 |
| 4.4.4 根系分泌物化学组成、根际微生物与根际呼吸之间的关系 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 研究结论、创新点及展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.1.1 生物质炭降解过程中化学组成与微生物的相互关系及其对碳周转的调控 |
| 5.1.2 秸秆降解过程中化学组成与微生物的相互关系及其对碳周转的调控 |
| 5.1.3 根系分泌物化学组成与微生物的相互关系及其对碳周转的调控 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（8）莱州湾表层海水石油烃时空分布及细菌多样性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 石油及海洋石油污染的现状 |
| 1.1.1 石油组分 |
| 1.1.2 国内外海洋石油污染现状 |
| 1.2 海洋环境中石油烃的来源和危害 |
| 1.2.1 石油烃的来源 |
| 1.2.2 石油烃污染的危害 |
| 1.3 海洋细菌多样性的研究方法 |
| 1.3.1 传统的研究方法 |
| 1.3.2 分子生物学方法 |
| 1.4 石油烃降解菌及降解基因的研究进展 |
| 1.4.1 常见的石油烃降解微生物 |
| 1.4.2 微生物降解石油烃的机理 |
| 1.4.3 影响微生物降解的因素 |
| 1.4.4 石油烃降解基因 |
| 1.5 本文研究的目的、内容、意义及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究意义 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 2 莱州湾海域石油烃时空分布特征及来源探究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 调查时间和站位设置 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.2.3 样品分析 |
| 2.2.4 数据分析和评价方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 莱州湾主要河流及直排海口石油类污染物浓度和入海排放通量 |
| 2.3.2 莱州湾海域表层海水不同季节石油烃的时空分布 |
| 2.3.3 莱州湾表层海水正构烷烃构成及对石油烃来源的指征 |
| 2.3.4 莱州湾表层海水多环芳烃含量比较 |
| 2.4 小结 |
| 3 莱州湾表层海水细菌多样性与石油烃降解相关性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集与预处理 |
| 3.2.2 主要培养基 |
| 3.2.3 石油烃降解菌的富集和分离纯化 |
| 3.2.4 菌株的保藏和测序鉴定 |
| 3.2.5 多样性组成谱测序流程 |
| 3.2.6 生物信息学分析流程 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 可培养石油烃降解菌的特性及鉴定 |
| 3.3.2 表层海水理化参数的分析 |
| 3.3.3 物种组成分析 |
| 3.3.4 Alpha多样性分析 |
| 3.3.5 Beta多样性分析 |
| 3.3.6 物种差异分析与标志物种 |
| 3.3.7 海水中石油烃降解菌丰度与环境因子的相关性分析 |
| 3.3.8 细菌群落的功能预测 |
| 3.4 小结 |
| 4 莱州湾表层海水宏基因组学及石油烃降解基因的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样本采集 |
| 4.2.2 宏基因组测序流程 |
| 4.2.3 宏基因组测序数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 有效序列的筛查过滤及序列的组装拼接 |
| 4.3.2 宏基因组功能注释 |
| 4.3.3 功能注释丰度谱分析 |
| 4.3.4 宏基因组物种组成谱分析 |
| 4.3.5 宏基因组Alpha和Beta多样性分析 |
| 4.3.6 烃降解功能基因与石油烃降解菌的相关性分析 |
| 4.3.7 烃降解功能基因与环境因子的相关性分析 |
| 4.4 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（9）贪铜菌CNP-8分解代谢氯代硝基酚的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写说明 |
| 1 前言 |
| 1.1 细菌分解代谢硝基芳烃的一般规律 |
| 1.2 细菌分解代谢氯代硝基芳烃的一般规律 |
| 1.2.1 氯代硝基苯的代谢途径 |
| 1.2.2 氯代硝基酚的代谢途径 |
| 1.2.3 氯代硝基苯甲酸的代谢途径 |
| 1.3 芳烃污染物的生物修复 |
| 1.3.1 细菌修复含芳烃的废水 |
| 1.3.2 细菌修复含芳烃的土壤 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 技术路线图 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.1.1 培养基和主要溶液的配制 |
| 2.1.2 试剂和常用仪器 |
| 2.1.3 菌株及其培养条件 |
| 2.2 化学分析检测方法 |
| 2.2.1 高效液相色谱(HPLC)分析 |
| 2.2.2 气相色谱-质谱联用仪(GC-MS)分析 |
| 2.2.3 NO_2~-的检测 |
| 2.2.4 Cl~-的检测 |
| 2.3 CNP-8 分解代谢两种底物的分子机制研究方法 |
| 2.3.1 常规分子生物学实验方法 |
| 2.3.2 降解实验 |
| 2.3.3 降解动力学 |
| 2.3.4 基因组、转录组的测序 |
| 2.3.5 生物转化 |
| 2.3.6 实时荧光定量PCR(RT-q PCR) |
| 2.3.7 基因克隆、蛋白表达和纯化 |
| 2.3.8 双组分单加氧酶的酶活分析和产物检测 |
| 2.3.9 基因敲除和互补 |
| 2.3.10 HnpA的系统发育树分析 |
| 2.4 生物修复实验方法 |
| 2.4.1 CNP-8 对模拟污水的生物修复 |
| 2.4.2 CNP-8 对污染土壤的生物修复 |
| 3 贪铜菌CNP-8 降解2,6-二氯-4-硝基酚的代谢途径和分子机制 |
| 3.1 菌株CNP-8 可以利用2,6-二氯-4-硝基酚(2,6-DCNP)生长 |
| 3.2 菌株CNP-8 代谢2,6-DCNP的降解动力学 |
| 3.3 菌株CNP-8 中参与2,6-DCNP代谢基因簇的鉴定 |
| 3.4 Hnp蛋白的功能验证 |
| 3.4.1 HnpA和 HnpB的表达、纯化和酶活性分析 |
| 3.4.2 HnpAB催化2,6-DCNP的产物鉴定 |
| 3.4.3 HnpC的表达、纯化和催化产物鉴定 |
| 3.5 hnpA是菌株CNP-8 降解2,6-DCNP的必需基因 |
| 3.6 菌株CNP-8 降解2,6-DCNP的代谢途径 |
| 3.7 菌株CNP-8中2,6-DCNP代谢基因簇的进化分析 |
| 3.8 讨论 |
| 3.9 小结 |
| 4 贪铜菌CNP-8 通过偏苯三酚途径降解2-氯-4-硝基酚的过程和分子机制 |
| 4.1 菌株CNP-8 可以利用2C4NP生长 |
| 4.2 菌株CNP-8 降解2C4NP的中间产物鉴定 |
| 4.3 菌株CNP-8 降解2C4NP与2,6-DCNP共用相同的酶 |
| 4.4 菌株CNP-8 代谢2C4NP关键酶的功能鉴定 |
| 4.5 hnp A是菌株CNP-8 降解2C4NP的必需基因 |
| 4.6 菌株CNP-8 降解2C4NP的代谢途径和分子机制 |
| 4.7 菌株CNP-8中2C4NP代谢基因簇的进化分析 |
| 4.8 讨论 |
| 4.9 小结 |
| 5 贪铜菌CNP-8 的生物修复 |
| 5.1 CNP-8 同时降解含三种氯代硝基酚的污水 |
| 5.2 CNP-8 对三种氯代硝基酚污染土壤的生物修复 |
| 5.2.1 预实验 |
| 5.2.2 三种氯代硝基酚的降解情况 |
| 5.2.3 土着菌群的结构 |
| 5.2.4 土壤中细菌的多样性 |
| 5.2.5 环境变化与菌群结构的关系 |
| 5.2.6 属水平菌落多样性的变化 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论和工作设想 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 后续工作设想 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（10）秸秆还田对污染土壤中多环芳烃降解的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题目的及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 我国农田土壤PAHs污染现状 |
| 1.2.2 土壤中PAHs的形态和生物有效性 |
| 1.2.3 土壤中PAHs的行为 |
| 1.2.4 影响土壤PAHs降解的因素 |
| 1.2.5 污染区秸秆还田对农产品安全的影响 |
| 1.3 研究目的 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 玉米秸秆和根茬还田对污染土壤中PAHs降解的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 仪器试剂 |
| 2.2.3 土培试验 |
| 2.2.4 测定方法 |
| 2.2.5 质量控制 |
| 2.2.6 数据处理与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 添加玉米秸秆和根茬对 PAHs 污染土壤中二氧化碳排放的影响 |
| 2.3.2 添加玉米秸秆和根茬对PAHs污染土壤可溶性有机碳和微生物量碳的影响 |
| 2.3.3 添加玉米秸秆和根茬对污染土壤PAHs降解的影响 |
| 2.3.4 添加玉米秸秆和根茬对水溶态PAHs的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 秸秆和葡萄糖添加对污染土壤中PAHs降解及生物有效性的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 仪器试剂 |
| 3.2.3 土培试验 |
| 3.2.4 试验方法 |
| 3.2.5 质量控制 |
| 3.2.6 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤二氧化碳排放的影响 |
| 3.3.2 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤可溶性有机碳和微生物量碳的影响 |
| 3.3.3 添加秸秆和葡萄糖对污染土壤PAHs降解的影响 |
| 3.3.4 添加秸秆和葡萄糖对污染土壤 PAHs 形态及生物有效性的影响 |
| 3.3.5 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤中细菌群落变化的影响 |
| 3.3.6 添加秸秆和葡萄糖对PAHs污染土壤PAHs-RHDα基因的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 添加玉米秸秆对污染土壤中冬小麦吸收、积累PAHs的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 仪器试剂 |
| 4.2.3 盆栽试验 |
| 4.2.4 试验方法 |
| 4.2.5 质量控制 |
| 4.2.6 数据处理与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 添加玉米秸秆对污染土壤中冬小麦生长的影响 |
| 4.3.2 添加玉米秸秆对污染土壤中PAHs降解的影响 |
| 4.3.3 添加秸秆对冬小麦PAHs吸收的影响 |
| 4.3.4 小麦各部位PAHs的分布特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
四、降解芳烃微生物的多样性（论文参考文献）
- [1]生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究[D]. 张兆鑫. 西安理工大学, 2021
- [2]污染土壤修复过程中含氧芳烃积累规律、毒性及其降解菌特性研究[D]. 王琰. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [3]基于真菌固定化技术的多环芳烃污染土壤的生物修复研究[D]. 李启虔. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2021(01)
- [4]陕北采油区土壤微生物群落结构及对石油烃组分的利用机制[D]. 许殷瑞. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [5]钢铁厂周边土壤PAHs污染特征及土壤微生物响应[D]. 张维荣. 浙江大学, 2021
- [6]石油在黄土壤中的垂直迁移特征及生态毒性研究[D]. 罗懿. 西安建筑科技大学, 2021(01)
- [7]有机质化学组成与微生物群落的相互关系及其对碳周转的调控[D]. 凌露. 浙江大学, 2021(09)
- [8]莱州湾表层海水石油烃时空分布及细菌多样性研究[D]. 胡琳慧. 青岛科技大学, 2021(01)
- [9]贪铜菌CNP-8分解代谢氯代硝基酚的研究[D]. 徐凌雪. 烟台大学, 2021(11)
- [10]秸秆还田对污染土壤中多环芳烃降解的影响[D]. 张贺. 西北农林科技大学, 2021