一、多氯联苯使用微生物分解处理（论文文献综述）
孙成成[1]（2021）在《Burkholderia xenovorans LB400联苯双加氧酶及突变体对DDT的降解机制研究》文中提出DDT（Dichlorodiphenyltrichloroethane,1,1,1-三氯-二氯二苯基乙烷）是一种典型的持久性有机污染物,曾在疟疾防治和农业除虫方面被广泛应用。虽然包括我国在内的很多国家已经禁止使用DDT,但目前对环境中DDT的检测发现它仍然广泛存在且具有新的输入源。DDT的持续存在对近海生态系统和人类健康具有一定危害,因此它所造成的环境污染问题仍然值得关注。DDT及其脱氯产物在自然条件下极难分解原因之一在于缺乏有效的酶降解系统。目前很少发现可以将DDT完全矿化的降解酶系。由于DDT与多氯联苯等芳香化合物结构类似,随着可以降解DDT的多氯联苯降解菌被发现,联苯双加氧酶（Biphenyl dioxygenase,BPDO）也成为了DDT降解酶系的重要补充。但是,目前有关联苯双加氧酶降解DDT的研究较少。因此,本研究选取了多氯联苯（Polychlorinated biphenyls,PCBs）降解模式菌株Burkholderia xenovorans LB400的联苯双加氧酶作为研究对象,试图探讨联苯双加氧酶对DDT的降解特性及机制。之前的许多研究表明,底物范围和区域特异性主要由联苯双加氧酶末端氧化酶α亚基C末端的残基决定,总共分为4个区域。有学者对Ⅲ、Ⅳ区域氨基酸的功能进行了研究,但目前对Ⅰ、Ⅱ区域氨基酸残基功能研究较少。本研究以Bph AELB400（Biphenyl dioxygenase terminal oxidase of Burkholderia xenovorans LB400,Burkholderia xenovorans LB400联苯双加氧酶末端氧化酶）为亲本,通过晶体结构解析确定位于酶催化口袋入口处Ⅱ区域的283位氨基酸为影响Bph AELB400与DDT结合的关键氨基酸残基,将Bph AELB400283位的Ser突变为Met,获得了酶突变体Bph AES283M。通过比较Bph AELB400和Bph AES283M分别以p,p’-DDT和o,p’-DDT为底物时的代谢产物、酶动力学参数、结构分析以及分子对接分析,试图探讨联苯双加氧酶对DDT的催化机理,并以此提高Bph AELB400的底物范围和对DDT的催化代谢能力。同时为如何扩大其他BPDO的底物范围和提高降解率的机制研究奠定理论基础。主要研究内容和结论如下:（1）通过对联苯双加氧酶的序列和晶体分析计算发现,280-287片段B值很高,说明该片段具有较高的柔性即在底物结合过程中可以发生构象的改变,同时283位氨基酸残基的突变可以改变283位氨基酸本身以及催化口袋内其他氨基酸与DDT间的作用力。因此,结合其他联苯双加氧酶的比对,对该位点进行突变,构建了p ET14b[LB400-S283M-bph AE],并转化至Escherichia coli C41中,诱导表达,成功获得了目标蛋白Bph AES283M。（2）生理生化数据表明Bph AELB400和突变体Bph AES283M都无法降解对位的p,p’-DDT,但突变体Bph AES283M可以代谢o,p’-DDT并产生2个立体异构体(Bph AELB400未观察到相应代谢产物)。稳态动力学数据表明,经Ser283Met替换的突变体Km值约为4.6μmol/L,kcat值为0.1/s,整体kcat/Km为24.3 L/（μmol?s）,说明突变体与DDT间的结合能力增强,并实现了催化效率的突破。同时,也对实验室保有的其他Ⅲ、Ⅳ区域氨基酸突变的突变体进行了DDT的降解特征实验,未观察到代谢产物和稳态动力学数据。这意味着处于柔性片段上的Ser283Met突变是催化腔匹配DDT分子构象的关键,对于联苯双加氧酶催化其他空间构象较大化合物2,3位的双氧化具有重要意义。（3）结构分析发现Ser283Met可以扩大催化腔体积,并使催化腔内DDT的空间朝向发生改变。Bph AE催化中心包括Met231、Tyr232、Gln226、Phe227、Gln322、His323等氨基酸残基,同时蛋白表面有多处负电势位点。Bph AES283M的催化活性空腔体积增大,这很可能有助于Bph AES283M与DDT的有效结合。Bph AELB400和Bph AES283M都无法降解p,p’-DDT的原因可能与其对称结构和对位氯原子的空间构象有关,在分子对接实验中p,p’-DDT反应环始终无法对接到有效结合的位置。苯环上的氯原子影响了2,3位的羟基化反应,这使得Bph AELB400仍然无法降解o,p’-DDT;Ser283Met突变使得反应环的两个邻近碳原子与单核铁原子催化中心处于反应距离当中,从而实现2,3位的氧化。最后,残基267和残基247-260组成的片段对于确定对DDT的立体特异性至关重要,但这些残基的作用机制有待进一步探索。对于与Bph AELB400结构特征相似的DDT降解酶以及联苯双加氧酶,结合晶体结构解析将其Ⅱ区域关键氨基酸残基如283位点进行定点突变或将是进一步增强其对DDT催化活性的有效策略。
李俊德[2]（2020）在《Burkholderia xenovorans LB400联苯双加氧酶的人工进化研究》文中提出多氯联苯（PCBs）作为持久性有机污染物,属于典型的海洋污染物。由于多氯联苯在海岸带大量积累,已对生态系统以及人类健康造成了严重的危害与影响。Burkholderia xenovorans LB400是一株高效的多氯联苯降解菌,同时它的生存环境范围广泛,能够在土壤和海水等环境中生存并修复受多氯联苯污染的土壤和海洋。设计、构建和优化LB400工程菌将成为修复海洋环境中多氯联苯污染的有效方式。细菌的多氯联苯代谢途径与细菌的联苯代谢途径相似,启动降解的联苯双加氧酶（BPDO）的底物范围决定了该途径代谢联苯同类物的范围。BPDO的底物范围和区域专一性主要由位于双加氧酶α亚基C末端的氨基酸残基决定,这些氨基酸所在的区域被指定为区域I、II、III和IV。目前,对于联苯双加氧酶的改造主要集中于III区域和IV区域,但是尚未发现在I区域和II区域突变进化BPDO的报道。因此,本研究选择对海洋和海岸带污染严重的PCBs为底物,以降解效率高,底物谱范围广且能适应海洋环境的多氯联苯降解菌株LB400为亲本构建突变体,获得了突变体S283M,p4-S283M和RR41-S283M。通过比较亲本与突变体对联苯及选定的PCBs的催化性能,模拟突变蛋白结构和分子对接等方法探究位于催化中心II区域的Ser283Met突变对联苯双加氧酶催化性质的影响。主要研究内容和结论如下:一、本研究采用两步位点定向突变的方法,将BphAELB400（野生型）,BphAEp4（突变型）和BphAERR41（突变型）中的283位丝氨酸（Ser）突变为甲硫氨酸（Met）得到三株突变体。成功构建了bph AE基因的表达载体,并转化至Escherichia coli C41（DE3）中,将载有突变基因的Escherichia coli C41（DE3）进行诱导表达,并对其表达产物进行纯化,得到了分子量为51 k Da的Bph A和分子量为22 k Da的Bph E。二、BPDO由三部分组成,测定三组分酶系统的动力学参数是十分困难的。本研究通过检测联苯双加氧酶催化过程中对氧气的消耗,来测定联苯双加氧酶的动力学参数,并建立了氧谱法研究联苯双加氧酶对不同PCBs的特异性。目前已报到的人工改造的BphAEs对联苯的kcat/Km均低于它们的亲本酶。而在本研究中,相比于亲本酶,突变蛋白BphAES283M、BphAEp4-S283M和BphAERR41-S283M对联苯的kcat/Km值显着提升。同时,目前尚未发现对高氯代联苯的稳态动力学研究,本研究报道了BphAEs对高氯代联苯的稳态动力学研究。结果表明,Ser283Met的突变增强了BphAE对2,3’,4,4’-四氯联苯,2,2’,6,6’-四氯联苯和2,3’,4,4’,5-五氯联苯的催化活性。因此,对于与BphAELB400结构特征相似的联苯双加氧酶,将其283位点进行定点突变是进一步增强其对联苯和高氯代联苯催化活性的有效策略。三、BPDO的区域特异性会影响所形成的产物,这些产物会影响该途径的后续酶对底物的催化降解。本研究比较了野生型BphAELB400及其变体对2,2’-二氯联苯,2,5-二氯联苯和2,6-二氯联苯的催化反应,并通过GC-TOF-MS分析鉴定代谢产物。以2,2’-二氯联苯为底物时,在所有的突变蛋白中,与它们的亲本酶相比,2,3-二氢-2,3-二羟基-2’-一氯联苯与3,4-二氢-3,4-二羟基-2,2’-二氯联苯的比率明显升高。这表明联苯双加氧酶对2,2’-二氯苯的区域专一性受到Ser283Met突变的影响。以2,6-二氯联苯为底物时,与BphAEp4和BphAERR41相比,BphAEp4-S283M和BphAERR41-S283M的两种代谢产物比率发生了显着的逆转,它们都产生了更多的3,4-二羟化代谢产物。此外,本研究通过同源建模和分子对接的方法探究酶与底物的结合方式以及催化区域的空间构象,以解释突变酶的新特性。生化数据表明,Ser283Met的突变改变了催化活性空腔内底物的空间构象,从而改变了其羟基化位点。这一点在分子对接实验中得到了证实。四、Bp AELB400及其变体对不同类型多氯联苯的催化代谢能力被评估。研究发现BphAES283M能够高效地转化代谢11种多氯联苯,BphAES283M相较于其他突变蛋白,具有更广阔的代谢范围和更强的催化性能。这表明BphAES283M的Met283对联苯双加氧酶的底物选择性有重要的贡献与影响。值得注意的是,已知的联苯双加氧酶对部分PCBs的氧化能力差,尤其是高氯代多氯联苯,但研究发现BphAES283M和BphAEp4-S283M在催化3-6氯化联苯方面的能力得到了明显的提高。因此,S283M和p4-S283M在修复多氯联苯污染严重的海岸带方面具有潜在的应用价值。综上所述,本研究首次揭示了位于催化中心II区域的突变对联苯双加氧酶催化活性和底物特异性的影响及可能的机制。这对于理解其他Rieske型加氧酶中相应的283位残基功能具有十分重要的意义,同时为如何扩大联苯双加氧酶的底物范围和改变区域特异性的机制研究奠定了一定的理论基础,进而为更有效地修复受PCBs污染严重的海岸带提供了理论依据和技术支持。
朱含露[3]（2020）在《三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究》文中研究表明多氯联苯（PCBs）是一类广泛存在于环境中的持久性有机污染物,具有三致效应。研究表明其在环境中残留污染浓度较高,且性质稳定很难降解。本论文选取了三种不同类型可生物降解的绿色表面活性剂,通过实验筛选出对土壤中六氯联苯PCB138洗脱效果最好的表面活性剂。洗脱后土壤和洗脱液中的PCB138分别选择白腐真菌中的黄孢原毛平革菌和高铁酸钾进行降解分析,并对影响降解的因素进行了分析。实验结果表明,选取的三种类型绿色表面活性剂:月桂酰基氨酸钠（阴离子型表面活性剂）、十二烷基二甲基甜菜碱（两性表面活性剂）和辛基酚聚氧乙烯醚（非离子型表面活性剂）对土壤中PCB138均具有一定的洗脱作用,其中阴离子型表面活性剂月桂酰基氨酸钠的洗脱效果最好,在浓度为5000mg/L时,洗脱率为33.94%。辛基酚聚氧乙烯醚次之,十二烷基二甲基甜菜碱洗脱效果相对较弱。改性后高铁酸钾对土壤洗脱液中的PCB138有明显的降解效果。动力学分析结果表明,高铁酸钾、柠檬酸络合高铁酸钾、包覆型高铁酸钾和缓释型高铁酸钾对土壤洗脱液中PCB138降解过程符合一级反应动力学方程,反应速率常数分别为:0.0149 h-1,0.0128 h-1,0.0048h-1和0.0154 h-1;土壤中PCB138的降解率随着高铁酸钾的投加量的升高呈现先升高后减小的趋势;在反应体系的p H在中偏酸性的条件时PCB138的降解效果相对较好;洗脱液浓度越大,PCB138的降解率越低;黄孢原毛平革菌对洗脱后土壤中PCB138降解实验的结果表明,黄孢原毛平革菌对PCB138有一定的降解作用,降解4周时,PCB138降解率为17.26%。该论文有图21幅,表8个,参考文献103篇。
杨俊玲[4]（2020）在《湛江红树林底泥中PCBs降解菌的分离鉴定及其降解特性研究》文中指出多氯联苯（Polychlorinated biphenyls,PCBs）是一种环境中长期存在的持久性有机污染物,易在生物体内蓄积引起多种生物毒性,严重威胁生态与生物安全。红树林是海岸潮间带一种独特的生态系统,微生物资源丰富,本试验基于红树林相关降解菌的研究,旨在寻找高效的PCBs降解菌,通过生物修复治理PCBs环境污染。本研究主要进行了以下试验:（1）本试验以广东省湛江市高桥镇红树林国家级自然保护区为研究对象,采集高、中、低潮带3种生境底泥进行微生物宏基因组测序;（2）在原生数据分析的基础上,利用MM30无机盐培养基对红树林底泥微生物进行富集、驯化,再对富集培养物进行分离、鉴定;（3）通过气相色谱-质谱联用仪（Gas Chromatography-Mass Spectrometer,GC-MS）检测PCBs降解体系中PCBs的浓度,探究目标菌株对PCBs的降解效果。研究结果表明:（1）3组湛江红树林底泥生境样本的序列数、多样性指数和覆盖率均处于较高水平,OTU数目统计发现,在3组样本底泥样品中共获得了10054个OTU（S1:6761个、S2:7866个、S3:8073个）,分属60个不同的细菌门;多样性指数方面,Chao1曲线和Shannon曲线后期均趋于平缓,说明样品测序数据量足够大足以反映样品中绝大多数微生物的物种信息;Shannon指数分布在4.94和6.03之间,Simpson指数在0.004775与0.021409之间,跨度较大,多样性明显。绝大部分OTU都分类到了门水平（Phylum）、目水平（Order）,但是仍然有部分无法完全分类、注释,说明红树林微生物多样性丰富,含有存量较少的细菌种类,且仍有大量的细菌没有被测序发现,值得我们进一步发掘。在门水平上进行分析,3组共18个样品聚类到60个菌门,其中变形菌门（Proteobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、放线菌门（Actinobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）和酸杆菌门（Acidobacteria）在各样品中占比均超过80%,是环境中的优势菌,不同样点中各类群比例略有差异。（2）试验筛选分离得到S3-1、LW3和S2-23株PCBs拟降解菌。经鉴定发现S3-1为革兰氏阳性球菌,与KU163265.1（Proteobacteria Aquamicrobium defluvii strain TLA-7 16S）菌株同源性高达99.26%,属变形菌门丙酸杆菌属细菌;LW3与NC＿016845.1（Klebsiella pneumoniae subsp.pneumoniae HS11286）同源性高达98%%,是革兰氏阴性克雷伯菌;S2-2是革兰氏阴性的潘多拉菌,与菌株NZ＿CP009553.3（Pandoraea pnomenusa strain DSM 16536）有99.09%的相似性。（3）在10%的接种量下分别接入C1（5 mg/L）、C2（10 mg/L）、C3（20 mg/L）、C4（40 mg/L）和C5（60 mg/L）5个不同浓度梯度的降解体系,反应96 h后,3种菌最终降解率均在96%以上,总体降解效果较好。综上所述,湛江红树林底泥微生物多样性良好,分离得到的S3-1（Proteobacteria Alphaproteobacteria）、S2-2（Pandoraea pnomenusa strains）和LW3（Klebsiella pneumoniae subsp）3种降解菌株在一定条件下能够降解PCBs,对污染土壤的实际修复具有指导作用,为海洋环境及鱼粉等海洋资源PCBs污染的生物修复提供试验依据。
章腾[5]（2019）在《纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解多氯联苯的机制研究》文中研究指明我国尽管于上世纪八十年代全面停止多氯联苯的生产,但是残留的多氯联苯仍然是一个很大的安全隐患,由于多氯联苯高毒性、持久性、长距离迁移性,未妥善处理的多氯联苯造成的污染状况不可小视。残留在环境中的多氯联苯容易通过食物链逐级扩大,富集到生物体内,“三致作用”严重威胁人类的健康安全,半挥发性导致其长距离迁移,扩散到全球各个角落,污染广泛而严重,必须予以重视。传统的修复方法各有弊端,物理修复治标不治本,化学修复耗费大,生物修复周期长,都不能达到理想的修复目标,找到一种经济绿色高效的修复技术迫在眉睫。与一般的化学氧化相比,高级氧化技术反应迅速、适用范围广、降解效果好,逐渐引起了研究者的重视。基于过硫酸盐的高级氧化技术是近些年来兴起的广泛应用于污染水体和土壤高效修复的新兴技术。利用材料高效活化单过硫酸盐,从而产生硫酸根自由基和羟基自由基,自由基攻击污染物,进而引发一系列的自由基链式反应,达到彻底降解污染物的目的。基于上述的考虑,本文选择纳米二硒化铁材料和单过硫酸盐展开了此次研究,探究纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解多氯联苯的机制。主要研究成果有以下三方面（1）成功合成了具有高效活化单过硫酸盐能力的纳米二硒化铁材料,其活化单过硫酸盐能够实现对PCB 28的快速降解。（2）研究了纳米二硒化铁材料和单过硫酸盐投加量的影响,考察了pH、阴离子和Fe2+的影响,优化了降解的关键技术参数;利用自由基淬灭反应和电子顺磁共振波谱仪（EPR）,探明了羟基自由基为降解PCB 28的主要自由基类型;利用气相色谱质谱（GC-MS）分析了PCB 28降解的中间产物;结合纳米材料二硒化铁反应前后的XPS分析,最终揭示了纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解PCB28的作用机制。（3）选用两种表面活性剂聚氧乙烯月桂醚和十二烷基苯磺酸钠进行土壤洗脱实验,找到适合洗脱多氯联苯场地污染土壤的表面活性剂和浓度。然后利用Nano-FeSe2/PMS体系实现对土壤洗脱液中多氯联苯的高效去除,本研究结果为多氯联苯场地污染土壤修复提供了新的方法。图[30]表[4]参[82]
姜大伟[6]（2019）在《联苯降解微生物菌群的筛选、结构分析及降解特性研究》文中研究表明有机有毒污染物（Organic toxic pollutants,OTPs）是一类广泛分布于环境中的具有持久性、传播性和高毒性的污染物,主要包括多环芳烃、多氯联苯、有机氯农药、二恶英等,微生物修复法是去除环境中OTPs的主要方法之一。本文首先以联苯为唯一碳源,从石油污染土壤中筛选到混菌体系BP-W。该混菌体系在72h内可以降解99.88%的初始浓度为1g/L的联苯,其中降解速度较快的时间为12 h-24 h,平均降解速率达0.9711 g?L-1?d-1,降解效率与国际同类研究相比处于较高水平。对上述混菌体系BP-W进行了菌群结构分析。通过分离、鉴定和PCR-DGGE技术分析BP-W的菌群结构组成为:Uncultured bacterium、金黄色杆菌BP-1、恶臭假单胞菌属BP-2、寡养单胞菌属BP-3和无色杆菌属BP-4。混菌体系BP-W中可分离纯培养的四种菌的任何组合都无法实现联苯降解,所以Uncultured bacterium在降解联苯过程中发挥重要作用。对上述混菌体系BP-W进行了联苯、多环芳烃（PAHs）和多氯联苯（PCBs）降解能力研究。该体系对PAHs和PCBs也具有较好的降解能力,对100 mg/L萘、菲、芘和3,3’,4,4’-四氯联苯（PCB77）的5天降解率分别为100%、97.54%、42.26%和26.73%。同时,混菌体系BP-W对上述降解底物具有较强的耐受能力,对联苯、萘、菲的耐受能力分别可以达到10 g/L、2.5 g/L和2.5 g/L,并且5天内降解率分别可以达到23.49%、93.30%和57.87%。比其他混菌体系相比,BP-W可降解的底物浓度高,并且降解耗时较短,表现出极好的降解性能。在联苯、萘、菲混合底物降解实验中发现,BP-W会优先利用相对结构简单、容易降解的萘,其后是联苯和菲,多底物共同存在时5天内对底物的利用率要低于仅单底物存在时的利用率。联苯是筛选混菌体系BP-W的初始碳源,因此使用GC-MS对联苯的降解代谢产物进行了分析,在胞外代谢产物中检测到了少量的苯甲酸,在胞内代谢产物中并未检测到联苯降解的中间代谢产物,推测BP-W将联苯代谢为苯甲酸后,排出胞外再由其他细菌彻底矿化。
徐磊[7]（2018）在《太湖底泥中微生物催化多氯联苯长期降解过程研究》文中研究表明多氯联苯（Polychlorinated Biphenyls,简称PCBs）是典型的环境持久性有机污染物,因其具有高毒性、长距离迁移性和生物富集性等,对生态环境和人体健康造成极大威胁,是全球关注的焦点。河湖底泥是多氯联苯的主要归宿之一,多氯联苯在底泥中能够通过厌氧微生物催化进行脱氯降解。然而厌氧脱氯是个极其复杂的过程,降解过程中地球化学因素的影响机制及微生物作用方式和机理尚不明晰,受污染时间较长的底泥是否具有持续的微生物降解能力尚无定论。因此,研究底泥中微生物催化多氯联苯的长期降解过程意义重大。本研究现场采集太湖竺山湾及入湖河流底泥样品共16个,调查分析了底泥样品中多氯联苯单体的分布情况以及污染来源。以此为参考,选取二氯联苯PCB 5（23-CB）和PCB 12（34-CB）、四氯联苯PCB 64（236-4-CB）和PCB 71（26-34-CB）、五氯联苯PCB 105（234-34-CB）和PCB 114（234-45-CB）、六氯联苯PCB 149（236-245-CB）和PCB 153（245-245-CB）以及七氯联苯PCB 170（2345-234-CB）。利用太湖竺山湾底泥构建厌氧反应微环境,设置无外加多氯联苯混合物的空白对照组（T）和外加多氯联苯混合物的基础组（T-1）,采用化学分析方法考察9种典型多氯联苯单体在长达108周内的微生物脱氯降解过程;并在前期研究成果的基础上,设计了补充碳源（电子供体）的乙酸组（T-1-AC）和混合脂肪酸组（T-1-CS）,探究碳源对多氯联苯脱氯进程的影响;并利用分子生物学技术深入探讨微生物群落变化和脱氯相关微生物的响应,以揭示出太湖底泥多氯联苯长期降解的调控机制。主要结论如下:（1）太湖研究区域底泥中共检出115种多氯联苯单体,浓度在11.0284.05 ng/g之间,以一氯和二氯联苯居多,占总量的57.45%;与国内其他河湖多氯联苯污染相比,太湖多氯联苯污染整体处于中高水平。根据多氯联苯同系物主成分分析,多氯联苯可能来源于研究区域附近泄漏的电容器、变压器油以及油漆、造纸等行业排放的污水。（2）在108周长期降解反应期内,太湖底泥微环境中多氯联苯发生了深度脱氯反应,多氯联苯总量呈持续下降趋势,存在继续脱氯的潜能。母体多氯联苯的变化规律与多氯联苯总量的变化规律不尽相同,母体多氯联苯的降解经历传统的滞后期、快速降解期和类平台期后,脱氯重新启动,第51周至108周,降解曲线再次趋平,降解非常缓慢。通过对9种母体一一分析,主要是PCB 64、PCB 71和PCB 149这三种单体难以降解导致的。其他母体多氯联苯均实现了较大程度的降解,尤其是类二恶英多氯联苯PCB105和PCB 114。伴随PCB 105和PCB 114的脱氯降解,毒性当量仅为2.64±0.45 pg/g,底泥微环境中的类二恶英毒性已降至太湖环境水平（0.00613.552 pg/g）。PCB 25（24-3-CB）的邻位脱氯产物PCB 13（3-4-CB）从检出时间到反应结束在底泥中一直存在,说明太湖底泥存在邻位脱氯功能的微生物,太湖底泥仍具备邻位脱氯的能力。（3）后期补充碳源不会显着促进体系中多氯联苯总量的降低,但添加乙酸能够促进PCB 105的降解,其一代子产物PCB 66（24-34-CB）也有所下降,而其二代子产物PCB 25则显着增加,说明乙酸可以促进的脱氯路径包括双侧氯取代的间位脱氯（DF Meta）和单侧氯取代的对位脱氯（SF Para）。补充混合酸可以促进PCB 64的降解,而乙酸和混合酸均能促进PCB 149和PCB 153的降解。因此,补充碳源对多氯联苯脱氯的促进作用呈现单体选择性。（4）高通量测序结果表明,已知的脱氯菌Chloroflexi相对丰度随着脱氯的进行逐渐增大,成为优势门类。51周后,T-1-AC组和T-1-CS组中Chloroflexi相对丰度与T-1组无明显区别,说明反应后期补充碳源对Chloroflexi并无显着影响。另外,已知与多氯联苯脱氯活动相关的Dehalococcoidales占比也逐渐升高,且Dehalococcoidales与Chloroflexi的比值也同样增加。T-1组中Dehalococcoides出现选择性富集现象,部分说明Dehalococcoides对太湖底泥多氯联苯厌氧脱氯作用至关重要。（5）qPCR结果显示,脱氯菌Chloroflexi、Dehalococcoides及还原脱卤酶ardA和rdh12均能指示多氯联苯的脱氯启动,其中还原脱卤酶ardA和rdh12的指示效果更好。至反应期结束,底泥微环境中这几种脱氯相关微生物/基因仍然保持较高的浓度,在107108数量级之间,表明108周后脱氯反应仍在继续进行,太湖底泥仍有较好的脱氯潜能。本研究为筛选多氯联苯的有效脱氯微生物,并利用基因工程实现多氯联苯的高效降解积累了重要的基础数据和基本结论。
蔡慧[8]（2015）在《PCBs降解菌的筛选鉴定及降解特性的研究》文中研究表明多氯联苯（PCBs）是一种具有严重危害性的持久性有机污染物（POPs）。由于其结构极为稳定,多氯联苯很难在环境中降解。近些年来,利用微生物降解多氯联苯污染成为人们研究的热点之一。本文从长期受有机污染的土壤中驯化、分离出一株高效多氯联苯降解菌,经生理生化和16S rDNA测序鉴定为铜绿假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa）,用其对PCB77进行降解性能研究。结果表明,该菌株能够以PCB77为唯一碳源生长,在培养温度为30℃、pH值7.5、PCB77浓度1.0 mg·L-1、接菌量2 mL（OD600=1.0）、摇床转速150 r·min-1的培养条件下,7天后PCB77的降解率为49.6%;菌株在外加相同浓度联苯和邻苯二甲酸时,降解效率分别提高到58.5%和53.8%,而加入苯甲酸时,降解率为40.8%;外加重金属Cr6+和Pb2+对菌株降解PCB77均有显着的抑制作用;当重金属浓度较低时抑制作用不显着,而浓度较高时有明显的抑制作用,且Cr6+对菌株降解能力的抑制强于Pb2+;菌株JXJ对多氯联苯同系物PCB18（三氯代）、PCB77（四氯代）、PCB101（五氯代）的7天降解率随着氯代数的增加而明显下降,7天降解率分别为89.6%、49.6%、23.5%;非离子型表面活性剂TW-80能够显着促进多氯联苯的生物降解,添加TW-80后PCB77的7天降解率为63.1%,比空白对照组提高了13%;PCB77的7天降解率随着TW-80浓度的升高（0 g·L-1、0.5 g·L-1、1.0 g·L-1、2.0 g·L-1）而增加（0%,12.9%、17.63%、21.38%）,但增加幅度并不大;随着降解底物氯代数的增加（PCB18、PCB77、PCB101）,TW-80促进菌株降解PCB77的效果越显着,相较各自空白对照组7天降解率分别升高了10.4%、14.4%、19.1%;多氯联苯生物降解体系的毒性随着降解时间的增加而减小,体系的生物毒性下降的速率与多氯联苯的氯原子取代数呈负相关。上述研究结果表明,菌株JXJ是一株对多氯联苯同类物具有广泛和高效降解能力的好氧菌株,掌握了JXJ菌的降解特性,为提高多氯联苯污染生物强化修复效率提供了依据。
薛瑞[9]（2015）在《十氯联苯降解菌的分离、降解机理及降解产物的研究》文中认为十氯联苯是多氯联苯中的一种,具有难降解、高毒性、半挥发、生物蓄积的特性。对于多氯联苯的处理技术,国内用的较多且成熟的有高温焚烧及化学催化。微生物降解方法是近年来研究的热点。已有研究报道关于好氧降解菌对低氯代多氯联苯的降解机理,但低温、厌氧环境降解高氯代多氯联苯却少有报道。本实验以高毒、难降解的十氯联苯为研究对象,从渭河陕西中段西安草滩处所取的渭河底泥为微生物的菌源,经过对自然微生物的培养、驯化,分离出能够以十氯联苯为唯一碳源的三株降解菌,分别命名为L1、L2、L3,通过相同条件下不同菌株降解率的比较,得出L1菌株对十氯联苯的降解率为76.50%,L2菌株对十氯联苯的降解率为64.67%,L3菌株对十氯联苯的降解率为53.82%,由此认为L1菌株为优势降解菌,对其革兰氏染色后显紫色,微生物为杆状。通过接触酶及甲基红两种生化鉴定结果可知,L1菌株降解过程中不产生接触酶,但是有有机酸生成。以培养液pH、十氯联苯初始浓度、微生物接种量为影响因素,研究这几种因素对优势降解菌L1降解效率的影响,得出优化的微生物生长条件:pH值为7,十氯联苯初始浓度为1.5mg/L,微生物接种量为8m L。通过利用GCMS对十氯联苯降解菌的降解产物进行定性分析,推测厌氧条件下微生物先将十氯联苯还原为低氯代的多氯联苯,相应降解酶的产生使得低氯代的多氯联苯化合物中苯环开环,经过氧化还原、消去等反应进一步分解生成低毒或无毒的有机物。本实验在接近渭河环境的条件下驯化、筛选出一种厌氧菌株,且通过实验确定了其优化的降解条件,为生物降解十氯联苯提供了有价值的信息;为菌剂的制备以及从污染源头进行预防治理工程应用的可能性、可行性及运行工况提供了参考。
安蕾[10]（2014）在《十氯联苯优势菌种的筛选及其降解特性研究》文中指出本实验，以持久性有机污染物为研究对象，选取多氯联苯中具有代表性的十氯联苯，以渭河成熟底泥中的菌种为实验微生物来源，实验所采取的方法为厌氧降解法，对天然微生物进行培养驯化，从而分离出能降解十氯联苯的单菌株，同时进行降解实验，筛选出十氯联苯优势降解菌种。以不同接种量、不同温度、不同pH值、不同十氯联苯初始浓度条件下探讨十氯联苯优势菌种的最适生长条件及在最适条件下的降解能力。本实验所得如下结论：1、混合菌群在厌氧环境中的培养：以渭河成熟底泥中的微生物为菌源，在pH值为7.0，温度为15℃条件下，以十氯联苯为唯一碳源进行厌氧驯化，逐渐提高十氯联苯的浓度，得到对十氯联苯有降解能力的混合菌群；2、筛选优势菌种：混合菌群经分离纯化得到2种单菌株（编号C1、C2），在pH值为7.0，温度为15℃，十氯联苯浓度为1mg/L的条件下，分别对2种单菌株做降解实验，7天后的降解率分别为49.59%、72.30%，C2菌作为实验优势菌种；3、优势菌种C2最适生长条件研究：以不同接种量、不同温度、不同pH值、不同十氯联苯初始浓度条件下探讨十氯联苯优势菌种的最适生长条件。得出十氯联苯优势菌种最适生长条件为微生物接种量：30ml；pH值：7.0，温度：15℃，十氯联苯初始浓度：1mg/L；4、优势菌种C2在最适生长条件下的降解：在pH值：7.0，温度：15℃，十氯联苯初始浓度：1mg/L环境中，厌氧降解7天后，十氯联苯降解率为85.07%；5、菌株C1、C2混合后对十氯联苯的降解：将优势菌C2与另一菌株C1两两等体积混合，在最佳降解条件下厌氧降解7天后，观察其对十氯联苯的降解情况，并与单独优势菌种做比较，发现菌株C1+C2混合后的降解率稍低于单独优势菌种C2的降解率，得出菌种C1和优势菌种C2之间存在竞争作用的结论。本实验的结果对生物降解多氯联苯的应用提供了参考依据，对多氯联苯的污染预防治理工程奠定了基础，对环境中多氯联苯的降解方法具有重要意义。
二、多氯联苯使用微生物分解处理（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、多氯联苯使用微生物分解处理（论文提纲范文）
（1）Burkholderia xenovorans LB400联苯双加氧酶及突变体对DDT的降解机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 二氯二苯基三氯乙烷(DDT)的概述 |
| 1.1.1 二氯二苯基三氯乙烷(DDT)的来源及性质 |
| 1.1.2 二氯二苯基三氯乙烷(DDT)的危害 |
| 1.1.3 二氯二苯基三氯乙烷(DDT)的残留现状 |
| 1.2 二氯二苯基三氯乙烷(DDT)的降解方式 |
| 1.2.1 DDT的物理/化学降解 |
| 1.2.2 DDT的植物降解 |
| 1.2.3 DDT的微生物降解 |
| 1.3 联苯双加氧酶 |
| 1.4 Burkholderia xenovorans LB400 及其BphAE活性催化位点分析 |
| 1.5 研究意义、内容及思路 |
| 1.5.1 研究意义及内容 |
| 1.5.2 研究思路 |
| 第2章 联苯双加氧酶突变体的构建与表达 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 培养基与缓冲液 |
| 2.2.3 主要实验仪器 |
| 2.2.4 数据库及分析软件 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 联苯双加氧酶活性位点氨基酸分析 |
| 2.3.2 联苯双加氧酶突变体构建与表达 |
| 2.3.3 SDS-PAGE凝胶电泳检验 |
| 2.4 实验结果与讨论 |
| 2.4.1 BphAE_(LB400)结构分析 |
| 2.4.2 BphAE_(LB400)及其突变蛋白的表达与分析 |
| 2.5 结论 |
| 第3章 BphAEs对DDT代谢产物的鉴定及酶动力学分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 联苯双加氧酶及其突变蛋白的纯化制备 |
| 3.2.3 BphAE_(LB400)及其突变蛋白对于DDT的代谢产物测定 |
| 3.2.4 BphAE_(LB400)及其突变蛋白对于DDT的动力学参数测定 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 BphAEs对DDT代谢产物的鉴定 |
| 3.3.2 BphAEs对DDT动力学参数的测定 |
| 3.4 结论 |
| 第4章 BphAEs的结构分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 同源建模及分子对接所用模板及配体 |
| 4.2.2 分析软件及数据库 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 BphAE_(S283M)突变蛋白的同源建模 |
| 4.3.2 BphAEs的催化活性空腔体积分析 |
| 4.3.3 BphAEs与配体的对接 |
| 4.4 实验结果与讨论 |
| 4.4.1 BphAEs同源建模 |
| 4.4.2 关键位点氨基酸残基对催化活性空腔的影响 |
| 4.4.3 BphAEs与 p,p’-DDT和 o,p’-DDT的结合方式及空间构象分析 |
| 4.5 结论 |
| 第5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 |
| 作者简介及攻读学位期间发表的学术论文 |
| 附录 |
（2）Burkholderia xenovorans LB400联苯双加氧酶的人工进化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 多氯联苯概述 |
| 1.1.1 多氯联苯的来源 |
| 1.1.2 多氯联苯的理化性质 |
| 1.2 海岸带的多氯联苯污染 |
| 1.2.1 国外海岸带受多氯联苯的污染情况 |
| 1.2.2 国内海岸带受多氯联苯的污染情况 |
| 1.3 多氯联苯的修复方法 |
| 1.3.1 物理修复 |
| 1.3.2 化学修复 |
| 1.3.3 生物修复 |
| 1.4 多氯联苯的微生物降解途径 |
| 1.4.1 厌氧降解途径 |
| 1.4.2 好氧降解途径 |
| 1.4.3 联苯双加氧酶 |
| 1.5 Burkholderia xenovorans LB400 及其BphAE活性催化位点分析 |
| 1.5.1 Burkholderia xenovorans LB400 |
| 1.5.2 BphAE_(LB400)及其突变体分析 |
| 1.6 联苯双加氧酶类型及反应机理 |
| 1.7 突变方法及突变位点的确定 |
| 1.8 总结 |
| 1.9 研究目的和意义 |
| 1.10 研究内容和技术路线 |
| 第2章 联苯双加氧酶突变体的构建与表达 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 菌株、质粒和试剂 |
| 2.2.2 培养基与缓冲液 |
| 2.2.3 主要实验仪器 |
| 2.2.4 数据库及分析软件 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 联苯双加氧酶活性位点氨基酸分析 |
| 2.3.2 BphAE_(LB400)突变体构建 |
| 2.3.3 BphAEs表达 |
| 2.4 实验结果与讨论 |
| 2.4.1 BphAE_(LB400)活性位点氨基酸分析 |
| 2.4.2 BphAE_(LB400)突变基因的扩增 |
| 2.4.3 BphAE_(LB400)与突变蛋白关键位点氨基酸 |
| 2.4.4 BphAE_(LB400)及其突变蛋白的SDS-PAGE分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 BphAEs对于联苯和PCBs的动力学参数测定 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 菌株、质粒和试剂 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 BphAEs对联苯的动力学参数测定 |
| 3.3.2 BphAEs对低氯代联苯的动力学参数测定 |
| 3.3.3 BphAEs对高氯代联苯的动力学参数测定 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 BphAEs对典型二氯联苯代谢产物的鉴定及区域专一性分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 菌株、质粒和试剂 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 BphAEs对2,2’-CB的区域专一性分析 |
| 4.3.2 BphAEs对2,5-CB的区域专一性分析 |
| 4.3.3 BphAEs对2,6-CB的区域专一性分析 |
| 4.3.4 代谢产物特性及后续代谢研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 BphAEs对不同类型PCBs的降解 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 菌株、质粒和试剂 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 BphAEs对三氯和四氯联苯的降解 |
| 5.3.2 BphAEs对高氯联苯的降解 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 BphAEs的结构分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料 |
| 6.2.1 实验模拟及对接所用模板及配体 |
| 6.2.2 数据库及分析软件 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 BphAE_(LB400)突变蛋白的三级结构模拟 |
| 6.3.2 BphAEs的催化活性空腔体积分析 |
| 6.3.3 BphAEs与配体的对接 |
| 6.4 实验结果与讨论 |
| 6.4.1 BphAEs的三级结构模拟 |
| 6.4.2 关键位点氨基酸残基对催化活性空腔的影响 |
| 6.4.3 BphAEs与配体结合方式及空间构象分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 总结与讨论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
| 附录 |
（3）三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 多氯联苯概述 |
| 1.2 多氯联苯污染现状 |
| 1.3 土壤中多氯联苯修复技术 |
| 1.4 高铁酸钾概述 |
| 1.5 白腐真菌在土壤修复中应用 |
| 1.6 研究意义、内容及技术路线 |
| 2 实验材料与分析检测方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.3 分析方法的确立 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 不同表面活性剂对土壤中PCB138洗脱研究 |
| 3.1 表面活性剂CMC值测定 |
| 3.2 表面活性剂对土壤中PCB138洗脱 |
| 3.3 表面活性剂对土壤中PCB138洗脱机理研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 高铁酸钾与白腐真菌对洗脱液及土壤中PCB138降解研究 |
| 4.1 改性前后高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解研究 |
| 4.2 高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解动力学研究 |
| 4.3 改性前后高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解影响因素分析 |
| 4.4 白腐真菌对洗脱后土壤中PCB138降解分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（4）湛江红树林底泥中PCBs降解菌的分离鉴定及其降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 联苯与多氯联苯概况 |
| 1.1.1 多氯联苯概述 |
| 1.1.2 PCBs的危害 |
| 1.1.3 PCBs治理方法 |
| 1.1.4 PCBs检测方法 |
| 1.2 红树林系统概述 |
| 1.2.1 红树林研究进展 |
| 1.2.2 湛江红树林概况 |
| 1.2.3 湛江红树林生态系统 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 2 湛江红树林底泥微生物组学研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 仪器 |
| 2.1.2 试剂 |
| 2.1.3 红树林底泥理化因子测定 |
| 2.1.4 红树林底泥细菌基因组DNA提取 |
| 2.1.5 PCR扩增 |
| 2.1.6 Miseq文库构建 |
| 2.1.7 测序及数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 底泥样品理化指标 |
| 2.2.2 生物信息学分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 红树林底泥理化指标随潮带环境变化 |
| 2.3.2 红树林底泥微生物结构与酸碱度有关 |
| 2.4 小结 |
| 3 多氯联苯降解菌的分离鉴定 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验所用培养基 |
| 3.1.2 仪器 |
| 3.1.3 试剂 |
| 3.1.4 PCBs降解菌的富集与筛选 |
| 3.1.5 菌种保存 |
| 3.1.6 菌种鉴定 |
| 3.1.7 PCR扩增 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 PCBs降解菌的传代与分离 |
| 3.2.2 PCBs降解菌的鉴定 |
| 3.2.3 PCR结果 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 PCBs降解菌的分离鉴定 |
| 3.3.2 降解菌与特异性引物的关系 |
| 3.4 小结 |
| 4 多氯联苯微生物降解体系的验证 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试剂 |
| 4.1.2 休眠细胞的制备 |
| 4.1.3 4-氯联苯的出峰时间的确定 |
| 4.1.4 4-氯联苯降解验证体系 |
| 4.1.5 PCBs定量检测 |
| 4.1.6 GC-MS条件 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 PCBs3标准图 |
| 4.2.2 不同浓度菌株的降解效果 |
| 4.2.3 不同时期PCBs残留率 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 5 结论 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 导师简介 |
（5）纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解多氯联苯的机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 多氯联苯污染物的概述 |
| 1.1.1 多氯联苯的基本性质 |
| 1.1.2 多氯联苯的污染状况 |
| 1.1.3 多氯联苯污染的修复技术 |
| 1.2 高级氧化技术 |
| 1.2.1 传统的高级氧化技术 |
| 1.2.2 基于硫酸根自由基的高级氧化技术 |
| 1.3 研究目的意义及内容 |
| 1.3.1 研究目的与意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 材料制备与仪器 |
| 2.1 材料制备 |
| 2.1.1 纳米二硒化铁材料制备 |
| 2.1.2 纳米二硒化铁材料表征 |
| 2.2 仪器 |
| 3 纳米FeSe_2 活化PMS降解PCB28 的机制研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 单独纳米二硒化铁和单过硫酸盐降解PCB28 |
| 3.2.2 纳米二硒化铁浓度和单过硫酸盐浓度对PCB28 降解的影响 |
| 3.2.3 pH值对Nano-FeSe_2/PMS体系反应的影响 |
| 3.2.4 阴离子对Nano-FeSe_2/PMS体系反应的影响 |
| 3.2.5 二价铁离子对Nano-FeSe_2/PMS反应的影响 |
| 3.2.6 自由基淬灭剂对Nano-FeSe_2/ PMS体系反应的影响 |
| 3.2.7 Nano-FeSe_2/ PMS体系中自由基的EPR鉴定 |
| 3.2.8 反应过程中金属离子的溶出 |
| 3.2.9 纳米二硒化铁材料循环使用 |
| 3.2.10 Nano-FeSe_2/PMS体系中PCB28 降解产物分析 |
| 3.2.11 纳米二硒化铁材料反应前后的XPS分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 多氯联苯场地污染土壤的洗脱-PMS氧化联合修复研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同表面活性剂对多氯联苯的洗脱效率 |
| 4.2.2 纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解不同洗脱液中的多氯联苯 |
| 4.2.3 多氯联苯污染土壤洗脱降解修复 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 总结和展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间科研成果 |
（6）联苯降解微生物菌群的筛选、结构分析及降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 几种典型有机物有毒污染物及其危害 |
| 1.1.1 联苯 |
| 1.1.2 多氯联苯 |
| 1.1.3 多环芳烃 |
| 1.2 有机有毒污染物的治理方式 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 有毒有机污染物微生物降解研究现状 |
| 1.3.1 有机有毒污染物降解微生物 |
| 1.3.2 混菌体系对有毒有机污染的降解 |
| 1.3.3 PCR-DGGE |
| 1.4 微生物降解有机污染的代谢机理 |
| 1.4.1 微生物对联苯和PCBs的降解 |
| 1.4.2 微生物对多环芳烃的降解 |
| 1.5 本文的主要研究内容 |
| 第2章 联苯降解菌的筛选及鉴定 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 仪器和试剂 |
| 2.1.2 材料与培养基 |
| 2.1.3 联苯降解菌的筛选和分离 |
| 2.1.4 菌株形态学观察和16SrDNA基因序列的分析、鉴定 |
| 2.1.5 菌株降解能力测定 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 混菌体系的驯化 |
| 2.2.2 菌株形态学观察 |
| 2.2.3 菌株16SrDNA序列分析 |
| 2.2.4 单菌降解能力 |
| 2.2.5 混菌体系联苯降解特点 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 混菌体系BP-W菌群结构分析 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 菌株和质粒 |
| 3.1.2 实验仪器和试剂 |
| 3.1.3 引物设计 |
| 3.1.4 变性梯度凝胶电泳 |
| 3.1.5 DGGE切胶回收 |
| 3.1.6 质粒的构建和转化 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 混菌体系V3可变区扩增结果 |
| 3.2.2 电泳时间和电泳电压优化 |
| 3.2.3 DGGE图谱分析 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 混菌体系BP-W降解性能分析 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 实验试剂和仪器 |
| 4.1.2 培养基 |
| 4.1.3 降解实验 |
| 4.1.4 代谢物检测及数据处理 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 BP-W对 PAHs和 PCBs的降解 |
| 4.2.2 代谢物质检测与分析 |
| 4.3 小节 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（7）太湖底泥中微生物催化多氯联苯长期降解过程研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 多氯联苯的环境污染 |
| 1.1.1 多氯联苯简介 |
| 1.1.2 多氯联苯性质与环境风险 |
| 1.1.3 底泥中多氯联苯污染状况 |
| 1.2 多氯联苯污染修复方法概述 |
| 1.2.1 物理修复法 |
| 1.2.2 化学修复法 |
| 1.2.3 生物降解法 |
| 1.3 多氯联苯的微生物降解研究进展 |
| 1.3.1 多氯联苯的好氧微生物氧化 |
| 1.3.2 多氯联苯的厌氧微生物脱氯 |
| 1.3.3 微生物厌氧与好氧耦合降解 |
| 1.3.4 多氯联苯微生物降解反应时间 |
| 1.4 微生物研究中的分子生物学技术 |
| 1.4.1 高通量测序 |
| 1.4.2 实时荧光定量PCR |
| 1.5 研究思路及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 底泥理化性质测定 |
| 2.2.1 底泥样品采集 |
| 2.2.2 测定项目及方法 |
| 2.3 底泥多氯联苯痕量测定分析 |
| 2.3.1 材料和仪器 |
| 2.3.2 实验设计 |
| 2.3.3 实验方法 |
| 2.3.4 加标回收分析 |
| 2.4 微生物高通量测序 |
| 2.4.1 材料与仪器 |
| 2.4.2 方法及步骤 |
| 2.5 微生物实时荧光定量PCR技术 |
| 2.5.1 材料与仪器 |
| 2.5.2 方法及步骤 |
| 第三章 太湖底泥中多氯联苯单体分布及源浅析 |
| 3.1 表层底泥性质分析 |
| 3.2 底泥中多氯联苯分布特征 |
| 3.2.1 多氯联苯单体检出情况及浓度 |
| 3.2.2 多氯联苯同系物组成分析 |
| 3.2.3 多氯联苯与总有机碳的相关性 |
| 3.2.4 多氯联苯与指示性多氯联苯的相关性 |
| 3.3 太湖底泥中多氯联苯来源浅析 |
| 3.3.1 污染源分析方法 |
| 3.3.2 多氯联苯同系物主成分分析 |
| 3.3.3 多氯联苯单体主成分分析 |
| 3.4 太湖底泥中多氯联苯风险评估 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 底泥微环境中多氯联苯的长期降解过程 |
| 4.1 单体测定方法可行性分析 |
| 4.2 多氯联苯的脱氯过程 |
| 4.2.1 多氯联苯的总量分析 |
| 4.2.2 多氯联苯的脱氯速率和程度 |
| 4.2.3 多氯联苯脱氯产物和路径 |
| 4.2.4 类二恶英多氯联苯毒性分析 |
| 4.3 外加碳源对脱氯反应的影响 |
| 4.3.1 多氯联苯的浓度变化 |
| 4.3.2 多氯联苯产物分布特征 |
| 4.4 长期降解过程中的邻位脱氯 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 脱氯过程中微生物群落及相关微生物/基因研究 |
| 5.1 底泥微环境中微生物群落解析 |
| 5.1.1 测序数据与OTU统计分析 |
| 5.1.2 微生物多样性评估 |
| 5.1.3 细菌群落结构分析 |
| 5.2 底泥微环境中相关微生物/基因解析 |
| 5.2.1 标准曲线 |
| 5.2.2 基因定量分析 |
| 5.3 多氯联苯长期降解反应调控机制 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（8）PCBs降解菌的筛选鉴定及降解特性的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 多氯联苯(PCBs)概述 |
| 1.2.1 多氯联苯（PCBs）的来源 |
| 1.2.2 多氯联苯的性质 |
| 1.3 我国多氯联苯的污染现状 |
| 1.3.1 我国水体中多氯联苯的污染现状 |
| 1.3.2 我国大气中多氯联苯的污染现状 |
| 1.3.3 我国土壤中多氯联苯的污染现状 |
| 1.4 多氯联苯的处理方法 |
| 1.4.1 封存填埋法 |
| 1.4.2 热处理法 |
| 1.4.3 化学法 |
| 1.4.4 生物法 |
| 1.4.5 其他方法 |
| 1.5 微生物降解多氯联苯的研究进展 |
| 1.5.1 好氧降解 |
| 1.5.2 厌氧降解 |
| 1.5.3 协同作用 |
| 1.6 多氯联苯检测分析方法概述 |
| 1.6.1 酶联免疫法（ELISA法） |
| 1.6.2 气相色谱法 |
| 1.6.3 气相色谱-质谱联用法 |
| 1.6.4 表面胞质团共振检测 |
| 1.7 研究目的、意义、内容、技术路线 |
| 1.7.1 研究意义 |
| 1.7.2 研究目标 |
| 1.7.3 研究内容 |
| 第二章 降解菌株的驯化、筛选 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 土壤材料 |
| 2.1.2 主要仪器、试剂 |
| 2.1.3 主要溶液及培养基 |
| 2.1.4 降解菌的初步驯化方法 |
| 2.1.5 降解菌的加强驯化方法 |
| 2.1.6 多氯联苯降解菌的筛选、分离方法 |
| 2.1.7 多氯联苯高效降解菌的纯化富集培养 |
| 2.1.8 多氯联苯的提取及测定方法 |
| 2.1.9 多氯联苯的定量方法 |
| 2.1.10 降解菌株的保存 |
| 2.2 实验结果与分析 |
| 2.2.1 多氯联苯降解菌株的初步分离 |
| 2.2.2 多氯联苯降解菌株的观察结果 |
| 2.2.3 多氯联苯高效降解菌株的筛选 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 菌株的分类鉴定 |
| 3.1 材料与设备 |
| 3.2 菌株JXJ的革兰氏染色鉴定 |
| 3.2.1 革兰氏染色原理 |
| 3.2.2 染色试剂的配制 |
| 3.2.3 革兰氏染色步骤 |
| 3.3 菌株生理生化鉴定 |
| 3.4 菌株JXJ的 16S rDNA测序鉴定 |
| 3.5 结果与分析 |
| 3.5.1 革兰氏染色结果 |
| 3.5.2 菌株JXJ的16S rDNA鉴定结果 |
| 3.5.3 生理生化鉴定结果及讨论 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 菌株JXJ对多氯联苯降解规律的研究 |
| 4.1 材料与设备 |
| 4.1.1 菌株材料 |
| 4.1.2 主要仪器、试剂 |
| 4.2 主要溶液及培养基 |
| 4.3 试验方法 |
| 4.3.1 菌株的生长曲线测定 |
| 4.3.2 菌液的制备 |
| 4.3.3 外加碳源对PCB77降解的影响 |
| 4.3.4 体系pH对PCB77降解的影响 |
| 4.3.5 培养温度对PCB77降解的影响 |
| 4.3.6 培养时间对PCB77降解的影响 |
| 4.3.7 PCB77初始浓度对降解的影响 |
| 4.3.8 微生物接种量对PCB77降解的影响 |
| 4.3.9 重金属对菌体降解PCB77的影响 |
| 4.3.10 菌株JXJ对PCBs同系物的降解能力 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 菌株JXJ生长曲线 |
| 4.4.2 外加碳源对PCB77降解率的影响 |
| 4.4.3 温度、pH对PCB77降解率的影响 |
| 4.4.4 PCB77初始浓度对降解的影响 |
| 4.4.5 接种量对PCB77降解的影响 |
| 4.4.6 培养时间对PCB77降解的影响 |
| 4.4.7 外加重金属对PCB77降解的影响 |
| 4.4.8 菌株JXJ对多氯联苯同系物降解能力 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 表面活性剂对多氯联苯生物降解的研究 |
| 5.1 材料与设备 |
| 5.2 主要溶液及培养基 |
| 5.3 试验方法 |
| 5.3.1 TW-80 作为碳源的生长曲线测定 |
| 5.3.2 TW-80 对PCB77降解周期内的影响 |
| 5.3.3 TW-80 对JXJ降解PCB77的影响 |
| 5.3.4 TW-80 浓度对JXJ生长的影响 |
| 5.3.5 TW-80 浓度对PCB77生物降解的影响 |
| 5.3.6 TW-80 对不同氯代数多氯联苯降解的影响 |
| 5.4 实验结果 |
| 5.4.1 TW-80 作为唯一碳源时菌株JXJ的生长曲线 |
| 5.4.2 TW-80 对JXJ降解PCB77的影响 |
| 5.4.3 TW-80 浓度对PCB77生物降解的影响 |
| 5.4.4 TW-80 对不同氯代数的PCB降解的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 多氯联苯生物降解周期中的毒性变化研究 |
| 6.1 材料与设备 |
| 6.1.1 菌株材料 |
| 6.1.2 主要仪器、试剂 |
| 6.2 主要溶液及培养基 |
| 6.3 试验方法 |
| 6.3.1 不同氯代数多氯联苯在降解周期内的毒性变化研究方法 |
| 6.3.2 不同浓度多氯联苯在降解周期内的毒性变化研究方法 |
| 6.3.3 检测方法 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 不同浓度多氯联苯降解体系毒性的影响结果 |
| 6.4.2 不同氯代数多氯联苯在降解周期内毒性变化 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 全文研究结论 |
| 参考文献 |
| 图表目录 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（9）十氯联苯降解菌的分离、降解机理及降解产物的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 十氯联苯简介 |
| 1.1.1 多氯联苯概述 |
| 1.1.2 十氯联苯的物理化学性质 |
| 1.1.3 十氯联苯对环境和人体的毒理性影响 |
| 1.1.4 环境中十氯联苯的来源 |
| 1.1.5 十氯联苯的污染现状 |
| 1.2 十氯联苯的处理现状 |
| 1.2.1 非生物处理方法 |
| 1.2.2 生物降解方法 |
| 1.3 本课题研究目的及意义、内容、技术方案 |
| 1.3.1 研究目的及意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术方案 |
| 1.3.4 创新点 |
| 第二章 实验方法和仪器 |
| 2.1 实验材料和仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 菌种来源及活化 |
| 2.2 实验测定方法 |
| 2.2.1 十氯联苯标准曲线制作 |
| 2.2.2 微生物浓度测定及标准曲线的制作 |
| 2.3 实验内容与方法 |
| 2.3.1 培养基的配制及灭菌 |
| 2.3.2 十氯联苯降解菌的驯化 |
| 2.3.3 十氯联苯降解菌的分离纯化 |
| 2.3.4 优势菌种的筛选 |
| 2.3.5 优势菌种生长曲线的绘制 |
| 2.3.6 优势菌种生长条件的优化 |
| 2.3.7 优势菌种的保存 |
| 第三章 十氯联苯降解菌的分离筛选 |
| 3.1 十氯联苯降解菌的驯化 |
| 3.2 菌种的筛选 |
| 3.2.1 菌种的分离、纯化 |
| 3.2.2 筛选优势菌种 |
| 3.3 优势菌种生长曲线的绘制 |
| 3.4 优势菌种生长条件的优化 |
| 3.4.1 pH对优势菌种生长的影响 |
| 3.4.2 接种量对优势菌种生长的影响 |
| 3.4.3 不同初始浓度对优势菌种生长的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 十氯联苯优势降解菌降解机理研究 |
| 4.1 渭河原水定性分析 |
| 4.2 降解产物定性分析 |
| 4.3 十氯联苯降解菌降解机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）十氯联苯优势菌种的筛选及其降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 本实验研究背景与研究意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 渭河流域概括及有机污染现状 |
| 1.2.1 渭河流域概括 |
| 1.2.2 渭河河水有机污染现状 |
| 1.3 十氯联苯简介 |
| 1.3.1 多氯联苯的特点 |
| 1.3.2 《斯德哥尔摩公约》削减和淘汰的 12 种持久性有机污染物 |
| 1.3.3 十氯联苯的结构与性质 |
| 1.3.4 多氯联苯对环境的影响 |
| 1.3.5 十氯联苯对生物和人体的危害 |
| 1.4 多氯联苯研究现状 |
| 1.4.1 国内研究现状 |
| 1.4.2 国外研究现状 |
| 1.5 多氯联苯的处理处置方法 |
| 1.5.1 封存、填埋法 |
| 1.5.2 高温焚烧法 |
| 1.5.3 物理、化学法处理与处置 |
| 1.5.4 光、电、热及其它降解方法 |
| 1.5.5 微生物降解法 |
| 1.6 微生物法降解多氯联苯 |
| 1.6.1 微生物主要特点 |
| 1.6.2 微生物对多氯联苯的作用方式 |
| 1.7 研究内容、技术路线及创新点 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 1.7.3 创新点 |
| 第二章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料和仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器及设备 |
| 2.2 实验检测方法及标准曲线绘制 |
| 2.2.1 实验检测方法 |
| 2.2.2 十氯联苯浓度-峰面积标准曲线绘制 |
| 2.2.3 微生物浓度-吸光度标准曲线绘制 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 培养基的配置与灭菌 |
| 2.3.2 微生物的驯化 |
| 2.3.3 微生物的分离纯化 |
| 2.3.4 十氯联苯优势菌种的筛选 |
| 2.3.5 十氯联苯检测方法 |
| 2.3.6 影响十氯联苯降解的几个因素 |
| 2.3.7 十氯联苯优势菌种的降解性能研究 |
| 2.3.8 微生物降解十氯联苯的过程分析 |
| 第三章 十氯联苯优势菌种的筛选 |
| 3.1 微生物的驯化 |
| 3.2 微生物的分离纯化及优势菌种的筛选 |
| 3.2.1 微生物的分离纯化 |
| 3.2.2 不同菌株对十氯联苯的降解性能 |
| 第四章 十氯联苯优势菌种的影响因素与降解特性 |
| 4.1 影响十氯联苯降解的几个因素 |
| 4.1.1 辅助碳源对优势菌种降解的影响 |
| 4.1.2 微生物接种量对优势菌种降解的影响 |
| 4.1.3 底物浓度对优势菌种降解的影响 |
| 4.1.4 不同温度对优势菌种降解的影响 |
| 4.1.5 不同 pH 对优势菌种降解的影响 |
| 4.2 十氯联苯优势菌种的降解性能研究 |
| 4.2.1 优势菌种在最适条件下的降解效果 |
| 4.2.2 菌株 C1、C2 混合后在最适条件下混合的降解效果 |
| 4.3 微生物降解十氯联苯的过程分析 |
| 第五章 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、多氯联苯使用微生物分解处理（论文参考文献）
- [1]Burkholderia xenovorans LB400联苯双加氧酶及突变体对DDT的降解机制研究[D]. 孙成成. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2021(01)
- [2]Burkholderia xenovorans LB400联苯双加氧酶的人工进化研究[D]. 李俊德. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2020(01)
- [3]三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究[D]. 朱含露. 辽宁工程技术大学, 2020(02)
- [4]湛江红树林底泥中PCBs降解菌的分离鉴定及其降解特性研究[D]. 杨俊玲. 广东海洋大学, 2020(02)
- [5]纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解多氯联苯的机制研究[D]. 章腾. 安徽理工大学, 2019(01)
- [6]联苯降解微生物菌群的筛选、结构分析及降解特性研究[D]. 姜大伟. 天津大学, 2019(06)
- [7]太湖底泥中微生物催化多氯联苯长期降解过程研究[D]. 徐磊. 东南大学, 2018(05)
- [8]PCBs降解菌的筛选鉴定及降解特性的研究[D]. 蔡慧. 苏州科技学院, 2015(03)
- [9]十氯联苯降解菌的分离、降解机理及降解产物的研究[D]. 薛瑞. 长安大学, 2015(01)
- [10]十氯联苯优势菌种的筛选及其降解特性研究[D]. 安蕾. 长安大学, 2014(02)