一、Phosphorus release from phosphate rock and iron phosphate by low-molecular-weight organic acids（论文文献综述）
徐俏[1]（2021）在《土壤-水稻系统铅生物有效性预测及草酸青霉SL2对水稻铅累积调控机制》文中提出稻田铅污染已成为影响水稻农产品安全的隐患,不同类型土壤铅有效性与水稻铅吸收累积之间量化关系不明。磷对铅有良好的固定效果,但磷对土壤铅有效性的影响仍存争议。本课题组前期分离出一株真菌草酸青霉SL2（Penicillium oxalicum SL2）,同时具有良好的耐铅和解磷能力。因此,本文以不同类型土壤-水稻系统为研究对象,通过盆栽试验、土壤培养和水培等形式,结合传统化学提取、原位梯度薄膜扩散、同步辐射XAFS等多种重金属有效性表征技术,系统研究不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律,构建土壤-水稻系统中铅生物有效性的预测模型,并探索草酸青霉SL2解磷效应对水稻铅累积的调控效果及相关作用机制。主要研究结果如下:（1）解析了不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律:不同类型土壤中铅有效态占比总体满足正态分布N（0.47,0.23）,Pb（CH3COO）2,GSH-Pb,Pb O,Pb HPO4以及Pb3（PO4）2是根际土壤中铅的主要赋存形态;籽粒铅含量超标点位主要分布于酸性土壤中;水稻铅累积与根际土壤铅有效性密切相关,土壤黏土矿物、土壤有机质、土壤游离态铁锰矿物以及土壤总磷含量是影响水稻铅吸收累积的主控因子。（2）构建了水稻籽粒对铅累积的生物有效性预测模型:基于土壤总铅、土壤有机质及粘土含量的回归模型（Lg[Grain-Pb]=0.569*Lg[Total-Pb]+0.336*Lg[Clay]+0.404*Lg[SOM]-3.18,R2=0.613,p<0.001）,可有效预测低铅污染水平下稻田土壤中水稻籽粒铅含量（土壤总铅<300 mg/kg）;基于模型推导了不同pH下稻田土壤铅安全阈值分别为386 mg/kg（pH≤5.5）、466 mg/kg（5.5<pH≤6.5）、628 mg/kg（6.5<pH≤7.5）和581 mg/kg（pH>7.5）。（3）阐明了施磷对稻田土壤铅有效性的影响及相关机制:300 mg/kg外源KH2PO4显着提高了酸性粉砂黏壤土（HN）水溶态铅（soluble-Pb）含量、促进了土壤固相中Fe/Mn/Al/Mg等金属离子的溶出,而淹水-落干过程则改变了土壤团聚体表面粗糙度和致密结构,300 mg/kg外源KH2PO4提高了土壤胶体中Pb（OH）2和胡敏酸结合态铅（HA-Pb）的比例,表明水溶态铅的增量是由土壤胶体络合态铅引起。（4）揭示了耐铅解磷真菌草酸青霉SL2（Penicillium oxalicum SL2）调控水稻籽粒铅累积的机制:SL2处理显着降低了水稻籽粒中铅的含量,2 x 107CFU/g SL2处理组中水稻籽粒铅含量平均值在对照组的基础上下降了91.1%;SL2的草酸分泌与解磷效应降低土壤铅有效性是缓解水稻籽粒铅超标的主要原因。（5）探究了草酸青霉SL2施加对稻田土壤真菌群落多样性的影响:SL2的施加显着改变了Penicillium＿oxalicum,Emericellopsis＿terricola,Sarocladium＿oryzae,Phaeosphaeriopsis＿musae等稻田土壤非优势真菌种群的相对丰度;其中Mortierella、Penicillium以及Hasegawazyma丰度的增加可能在降低水稻籽粒铅累积的过程中发挥重要作用。
赵艳玲[2]（2021）在《磷肥抑制水稻镉吸收转运的作用机理研究》文中研究说明镉（Cd）是一种毒性高、生物活性高且分布范围广的重金属元素,Cd污染不仅影响作物生长发育,还通过食物链进入人体,增加人体健康风险。水稻是我国南方的主要粮食作物,具有较强的Cd累积能力。因此,研究成本低、效果好、见效快的降Cd农艺措施,对于提高Cd污染农田的安全利用效率和保障我国粮食安全生产具有重要意义。磷（P）是植物生长必需的大量元素之一,施用磷肥可以降低土壤中Cd的生物有效性,并调节Cd在水稻体内的转运过程。本研究通过水培试验、盆栽试验和田间试验,对磷酸盐阻控Cd从根际环境向水稻根系转运以及Cd从水稻营养器官向籽粒转运的作用机理进行了探索。主要结果如下:1.磷酸盐显着抑制水稻根系对Cd的吸收和向地上部的转运。在Cd胁迫环境中,水稻幼苗吸收的Cd主要分布在根系细胞壁和细胞液组分中,在含0.3 mg/L Cd2+的营养液中添加1.0～10.0mmol/L的KH2PO4,高Cd积累品种T705和低Cd积累品种X24根系和地上部的Cd含量显着下降;添加5.0 mmol/L的KH2PO4使T705和X24的Cd转移因子分别下降61.46%和61.39%,地上部Cd含量分别下降60.6%和70.1%。2.在Cd胁迫环境中,磷酸盐有效促进水稻根系中半胱氨酸（Cys）和植物螯合肽（PCs）的合成。Cd胁迫使T705和X24根系中Cys和PCs的含量显着增加,添加5.0 mmol/L的KH2PO4进一步提高了水稻根系中的Cys和PCs含量,根系和地上部中的PCs含量与Cd含量负相关。在相同的Cd胁迫环境中,水稻根系中的PCs含量高于地上部分;耐Cd品种T705的PCs含量高于Cd敏感品种X24。在0.3mg/L的Cd胁迫下,T705和X24的PCs含量分别比对照增加了52.67和9.11倍。与单独Cd胁迫处理相比,0.3mg/L的Cd2+与5 mmol/L的KH2PO4共同处理使T705的根系和地上部PCs含量分别增加了13.40%和32.03%,使X24的根系和地上部PCs含量分别增加了30.24%和33.87%。3.在Cd污染土壤中增施钙镁磷肥显着抑制水稻对Cd的吸收及其向稻米中的转运,并增加稻米中氨基酸含量。在Cd污染土壤中施用0.5～2.5 g/kg的钙镁磷肥,水稻根系、旗叶、穗轴和籽粒中的Cd浓度显着下降。增施钙镁磷肥,水稻生长期的土壤p H值增加,土壤氧化还原电位降低;成熟期水稻根系中硫含量下降,磷和铁的含量增加;穗轴和稻米中游离氨基酸含量增加。在施用2.5 g/kg钙镁磷肥后,稻米中必需氨基酸增加了17.8%,非必需氨基酸增加了71.7%。4.Cd污染农田中增施钙镁磷肥显着降低穗轴和稻米中的Cd含量。在Cd污染程度不同的三块稻田分别施用0.1、0.3、0.5 kg/m2钙镁磷肥后,6个水稻品种穗轴和籽粒中的Cd含量均随钙镁磷肥用量的增加而下降;稻田Cd污染程度越高,钙镁磷肥的降Cd效果越明显。在高、中、低Cd污染农田中施用0.3 kg/m2钙镁磷肥后,晚稻品种吉优的稻米Cd含量分别下降75.8%、54.2%和32.2%。在低Cd污染农田中施用0.5 kg/m2钙镁磷肥,6个品种的稻米Cd含量均下降至0.20 mg/kg以下。5.钙镁磷肥的降Cd效果受施用量和水稻生长季节的影响。钙镁磷肥的施用量为0.1 kg/m2时,降Cd效果不明显,只在少数年份和少数品种上有显着降Cd效果。但当施用量增加到0.3kg/m2时,稻米中的Cd含量下降30%以上;早稻对钙镁磷肥的反映比较迟钝,降Cd幅度较小。晚稻籽粒中的Cd含量与磷含量呈明显的负相关,说明无论是通过增施磷肥还是通过提高磷向籽粒的转运,都能有效抑制稻米中Cd的积累。综上所述,提高根际环境中的磷酸盐浓度,能抑制根际中Cd的生物有效性,促进根系内植物螯合肽的合成,抑制根系对Cd的吸收和向地上部的转运;增加稻米中的磷含量不仅能直接抑制Cd在稻米中积累,同时还能提高氨基酸含量间接抑制Cd在稻米中的积累;增施钙镁磷肥是降低南方Cd污染农田稻米Cd污染风险的重要措施。
陈婷[3]（2021）在《金属盐沉淀法去除分子筛废水中磷的实验研究》文中指出34号硅铝磷酸酯分子筛（SAPO-34）是由[Si O2]、[PO2+]和[Al O2-]四面体结构构成的微孔型晶体,以Si、Al和P为合成原料,有机氨为模板剂,主要通过水热法合成。该分子筛生产过程中往往会合成大量超高磷工业废水,有机物含量高,难以直接进行生化处理。化学沉淀法具有除磷效果好、操作简单、效果稳定和处理成本低等优点,本文采用化学沉淀法,利用金属离子与废水中磷酸盐发生反应生成难溶颗粒物质,沉淀过滤实现对废水中磷的去除,为后续生化处理创造有利条件。本文具体研究内容及结果如下:（1）对比Fe2（SO4）3、Fe SO4、Al Cl3、Al2（SO4）3、KAl（SO4）2、Ca Cl2和MgCl2·6H2O等沉淀剂的除磷效果。在不调节p H值的条件下,分别投加20 g/L沉淀剂,反应30 min,静置30 min的条件下,Ca Cl2和MgCl2·6H2O对分子筛废水的除磷效果最好,TP的去除率可以达到50%以上。对于Ca Cl2,通过单因素变量法确定在投加40 g/L Ca Cl2和0.04 g/LPAM（聚丙烯酰胺）,初始p H值为10.5,反应时间20 min,静置30 min的条件下,TP的去除效果最好,去除率为98.75%,TP的残余浓度为175.97 mg/L;（2）比较钙盐和镁盐在各自最佳的条件下对TP的去除效果,结果表明镁盐对TP的去除效果要优于钙盐,并且Mg2+与废水中的磷酸盐会生成Mg NH4PO4·6H2O（鸟粪石）沉淀,作为一种很好的缓释肥,鸟粪石的纯度较高,有很好的回收利用价值;（3）对比MgCl2·6H2O、Mg SO4·7H2O、Mg O和Mg（OH）2对废水中TP的去除效果,发现MgCl2·6H2O的除磷效果最好。MgCl2·6H2O在初始p H值为11.0,Mg:P摩尔比为1.1:1,转速900 r/min,反应20min,静置30 min的条件下除磷效果最好,TP的去除率为99.57%,TP的残余量为58.31 mg/L;（4）红外谱图存在明显的PO43-和NH4+特征吸收峰,说明沉淀产物中有鸟粪石存在。通过SEM电镜分析发现,沉淀产物中有团聚现象,表面存在附着,较大倍数观察到沉淀物呈小颗粒球形紧密排布在一起。XRD分析发现,没有明显的鸟粪石特征峰,存在少量杂峰,说明该沉淀物是不定形磷酸铵镁沉淀;（5）通过响应曲面设计实验得出,初始p H值对除磷效果的影响最大,经过模型计算得到的最佳工艺参数条件为:Mg:P摩尔比1.1:1,初始p H值10.0,搅拌速率900 r/min,TP去除率最高能达到99.65%,实验结果和模型吻合,模型准确度较高;（6）金属盐复配沉淀法去除磷的实验,在不调节初始p H值的条件下,控制Mg:P摩尔比为1.1:1,发现在[Mg O+MgCl2·6H2O]复配沉淀剂在Mg O:MgCl2·6H2O摩尔比为1:1时,反应20 min,静置30 min的条件下,TP去除效果最好,TP去除率为99.60%,残余浓度为53.60mg/L,且成本最低。
余硕[4]（2021）在《微电流强化废水厌氧生物除磷基础研究》文中研究说明已有废水除磷技术虽能满足废水磷排放标准的现有要求,但效果不稳定、成本高、剩余污泥难处理等问题甚为突出,开发新型的除磷工艺技术因而备受关注。近些年来,厌氧条件下将废水中的磷还原为气态磷化氢（PH3）已经得到证实,通过该方法可一定程度降低废水中磷含量,但如何进一步提高除磷效果以及磷还原过程中电子转移、利用等问题尚未得到深入探究。本研究以废水处理体系中厌氧条件下释放磷酸盐并产生PH3为基础,在废水厌氧处理体系通入恒定电流以提高磷去除效果,并确定最佳工艺条件;同时添加产CH4抑制剂2-溴乙烷磺酸钠（BES）,通过对磷去除率、酶活性、消化气等指标的分析,阐述磷还原和产CH4之间的电子利用竞争机制。微电流对厌氧生物除磷过程有明显的强化效果。在电流作用下,体系中自由电子和电子供体（H2等）含量增加,废水中的磷更易得到电子被还原,相比未通微电流的空白对照组,通有电流的反应器混合液总磷（STP）以及上清液总磷（TP）、正磷（OP）浓度均明显下降。分析结果表明,体系中磷的减少主要为上清液OP被还原,当电流大小为100 m A时STP去除率最高。同时,电流会造成微生物细胞衰亡和裂解,导致上清液COD浓度上升,其中含有的小分子有机酸对磷的还原具有促进作用,因此酸性环境更有利于体系磷的去除。温度对磷还原的影响主要体现在酶活性方面,脱氢酶活性与磷还原呈正相关。当反应温度为35℃时,体系脱氢酶活性最强,磷的去除效果最好,在最佳工况条件下,体系STP去除率最高可达50.0%。由于体系STP减少,各反应器液面以上空间的气体中均可检测到PH3。此外,除磷过程中有大量CH4产生,CH4合成需要消耗体系中自由电子及电子供体（H2、乙酸等）,因此二者在电子利用上存在竞争关系。为进一步探究磷还原与产CH4的电子利用竞争关系,在最佳工艺条件下向体系中添加BES进行对比实验,添加BES的两个反应器CH4产量明显下降。而CH4产量减少造成了体系VFA积累和COD浓度的进一步提高,其中VFA主要成分为乙酸。当BES添加量为10 mmol/L时,体系STP和OP去除率最高分别为57.6%、77.6%,PH3单日最大产量可达41.8μg/L,相比未添加BES的反应器,磷的去除效果有明显提升。同时,抑制CH4合成对上清液TN去除也有明显促进作用,反应结束时TN去除率最高为85.9%,实现了同步脱氮除磷。基于以上结果,体系中磷的去除过程主要为上清液中OP还原为PH3,而该过程电子来源除电流作用所产生的一部分自由电子外,其余主要来源于H2和乙酸等有机酸在脱氢酶作用下的脱氢反应所生成的NADH,而抑制产CH4会减少H2和乙酸等有机酸在CH4合成中的消耗,用于磷还原的电子和电子供体增加,磷的去除效果得到进一步提高。因此,产CH4与除磷之间的电子利用机制实际为H2和乙酸等电子供体的竞争利用。微生物高通量测试分析表明,微电流强化除磷体系中有复杂多样的微生物群落,外加电流和添加BES均会导致体系特有OTUs数量增加;同时BES可促进体系优势菌属的形成,其中与除磷有关的优势菌属主要为厌氧醋菌属和醋杆菌属。本研究确定了微电流强化废水厌氧生物除磷工艺的最佳工艺条件;并初步分析了磷还原过程及与产CH4的竞争机制,为废水厌氧生物除磷的工程应用提供了一定技术参考。
滕泽栋[5]（2020）在《解磷菌协同铁基材料对铅污染土壤的修复作用及机制研究》文中指出铅是一种生物蓄积性强、毒性持久的重金属,严重威胁人类健康和生态环境安全。解磷微生物可通过溶解难溶性磷与铅形成沉淀、分泌代谢产物与铅发生络合、改变铅形态等过程钝化铅。然而,单一的微生物修复技术存在微生物活性差、修复效率低等局限性。研究表明,微生物联合铁基材料是一种高效且生态环保的修复措施。因此,本研究以污染程度较为严重的重金属铅为研究对象,将解磷菌与铁基材料相结合用于铅污染土壤的修复,并系统解析了其钝化机制。主要研究结果如下:首先从重金属污染土壤中分离出解磷微生物,研究了不同解磷微生物的解磷能力及其对重金属的耐受程度,筛选了9株具有高铅抗性的解磷微生物,鉴定结果为4株非脱羧勒克菌、1株恶臭假单胞杆菌、3株黑曲霉和1株粒状青霉,其中铅对非脱羧勒克菌株L1-5（Leclercia adecarboxylata L1-5）的最小抑制浓度为8 mmol/L,且该菌株具有稳定的解磷能力,因此将其作为后续研究的主要菌株。此外,解磷细菌分泌的有机酸以乙酸为主,而解磷真菌以分泌葡萄糖酸为主,且分泌量远远高于解磷细菌。为了进一步明确解磷菌对铅胁迫的响应规律及对铅的钝化机制,从解磷能力、有机酸和磷酸酶分泌能力、胞外聚合物含量变化等方面探究了铅胁迫对解磷菌生长代谢的影响,并且探究了非脱羧勒克菌株L1-5的三层胞外聚合物对铅的钝化机理。结果表明铅胁迫会抑制非脱羧勒克菌的生长,导致体系可溶性磷含量降低,同时菌株分泌有机酸的种类和含量受到极大影响,柠檬酸和丁二酸的分泌量降低,酸性磷酸酶活性增强。铅胁迫下,各层胞外聚合物的分泌量也出现了不同程度增多或减少;菌体与铅溶液反应后,90%以上的铅离子主要分布在溶解性胞外聚合物中,而对于分离胞外聚合物后的菌体而言,其对Pb2+的钝化量仅占到5%;胞外沉淀、络合作用、静电吸附是解磷菌及胞外聚合物钝化铅离子的主要机制。针对解磷菌修复铅污染过程中活性受限问题,开展了以聚乙烯醇和海藻酸钠为包覆材料,以生物炭载零价铁为强化材料的固定化解磷菌小球的制备研究,并对影响材料性能的各种因素进行了条件优化,探讨了固定化解磷菌小球对土壤铅的钝化机制。制备的固定化解磷菌小球在铅胁迫下依然具有较好的解磷能力,当固定化解磷菌小球投加量为5%,初始铅离子浓度为1 mmol/L、初始p H为5、反应温度为30°C时,对铅离子的钝化率可达93%,并且其表面官能团羧基、羟基、酰氨基为吸附铅离子提供了位点,铅离子被转化为Pb5（PO4）3OH和Pb5（PO4）3Cl两种稳定的化合物。此外,固定化解磷菌小球模拟土壤修复实验表明菌群竞争作用使得假单胞菌属（Pseudomonas）、鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）和海洋菌属（Pontibacter）等成为优势菌群,土壤残渣态铅含量增加了64.85%,弱酸态铅含量也有少量增加,主要是因为土壤中可供释放的磷源不足所致。最后针对固定化解磷菌小球修复土壤铅污染时,土壤磷源不足的问题,开展了铁基含磷纳米材料的制备及性能优化研究,构建了解磷菌协同铁基含磷纳米材料修复体系,并进行了模拟土壤铅污染修复实验,探究了该体系对土壤铅形态转化的影响规律,并揭示了钝化机理。本研究所制备的铁基含磷纳米材料nZVI@C/P1呈核壳结构,其主要成分为nZVI、C、Fe4（P2O7）3和Fe3（PO4）2,该材料在酸性条件（p H=3～5）和较高的温度下（37°C）与解磷菌联合使用,均对Pb2+具有较高的钝化效率,最高可达100%。模拟土壤修复实验表明接种的非脱羧勒克菌株L1-5成为了优势种群,土壤残渣态铅从2%增加到了33%,并且可通过强化铁基含磷纳米材料中磷素释放,促进Pb10（PO4）6（OH）2、Ca2Pb8（PO4）6（OH）2和Pb5（PO4）3Cl的形成。毒性浸出实验中,解磷菌协同nZVI@C/P1修复后的土壤,浸出铅比空白降低了16.62%。由实验结果综合可知,该协同体系实现了高效钝化铅的目的,为土壤铅污染的修复提供了全新的途径。
蒋逸凡[6]（2020）在《解磷真菌Penicillium oxalicum溶解难溶性磷酸盐的代谢机制研究》文中提出磷是动植物生长发育的关键营养元素。我国土壤中总磷含量丰富,约占土壤总质量的0.1～0.15%,然而大部分以难溶性磷酸盐的形式存在,生物可利用性磷含量较低,约为10～20 mg/kg,如何持续、高效改善土壤难溶性磷成为目前研究热点与难点。解磷微生物是土壤中可溶解难溶性磷化合物,增加生物可利用性磷含量的生物类群,可通过分泌有机酸来实现难溶性无机磷化合物溶解,但已有的研究内容主要集中在有机酸类别分析及效果评价,关于解磷微生物在解磷过程中的胞内代谢行为及其基因调控机制至今仍未阐明。本研究通过筛选高效解磷真菌,检测其对常见难溶性磷酸盐的溶解特性,定性分析解磷过程中有机酸的种类与规律,并结合胞内代谢组学和特征解磷基因的响应变化,综合分析难溶性磷化合物影响解磷真菌胞外产酸特性及胞内代谢途径,进而从代谢角度阐述解磷微生物的解磷机制。具体结果研究如下:1、从湖南省岳阳市道仁矶化工厂周边土壤表层筛选到一株高效解磷真菌PSF-4,其在磷酸钙和磷酸铁中最高耐受浓度分别为50 g/L和10 g/L。通过对PSF-4菌体DNA进行ITS测序分析,确定PSF-4属于草酸青霉菌属（Penicilliun oxalicum MK720103）。对培养的实验条件进行优化,发现PSF-4在接种量为107/m L、温度为28℃、摇床转速为150 rpm时,对Ca3（PO4）2和Fe PO4的最大溶磷量为2270.17 mg/L和216.81 mg/L。2、对两种难溶性磷酸盐培养基中有机酸的动态变化进行定性定量分析,色谱结果显示,溶解Ca3（PO4）2的有机酸种类较为丰富,主要成分为草酸、苹果酸、甲酸等,有机酸结构多为一元酸与二元酸;溶解Fe PO4的有机酸含量较大,主要成分为葡萄糖酸与柠檬酸。第5天时两组有机酸浓度达到最大值,分别为1556.57mg/L与371.18 mg/L,Fe PO4实验组有机酸浓度约为Ca3（PO4）2的4倍,并且有机酸结构多为一元酸与三元酸;7天内,随着上清液可溶性磷含量增加,两个处理组中二元酸与三元酸所占比例逐渐增加;同时设置不添加PSF-4对照实验,发现只添加最大浓度有机酸时,并不能使两种难溶性磷酸盐在2天内溶解,当添加H+时,磷酸钙快速溶解,同时溶解磷酸铁量也快速增加。实验结果表明PSF-4是通过胞外分泌有机酸,同时降低培养基p H值的协同作用,实现难溶性磷酸盐溶解和可溶性磷释放。3、研究了PSF-4胞内葡萄糖酸代谢相关的吡咯并喹啉醌合酶（pqq C）和葡萄糖酸脱氢酶（gcd）两个关键功能基因在两种难溶性磷酸盐和可溶性磷（KH2PO4）条件下响应表达特征。实时荧光定量PCR检测结果表明,pqq C基因的转录水平为Fe PO4最大,是Ca3（PO4）2的1.96倍;gcd的基因转录水平三组分别为2.4×106、2.1×106、1.5×106。这两个基因的表达水平与葡萄糖酸产生和分解变化趋势一致,pqq C主要参与葡糖糖酸分泌,Ca3（PO4）2组中葡萄糖酸浓度较低但gcd表达水平高,表明gcd参与葡萄糖酸产生与分解,大量葡萄糖酸在胞内受gcd调控分解产生ATP供PSF-4代谢活动。4、通过非靶向代谢组学鉴定真菌PSF-4胞内代谢产物,Ca3（PO4）2、Fe PO4、KH2PO4三个处理组共筛到73种显着性差异代谢物,包括磷酸盐类、有机酸类、糖类、核苷酸类等。对比可溶性KH2PO4,难溶性磷酸盐的加入显着增强如三羧酸循环（TCA）、糖代谢等代谢途径,从而导致胞内葡萄糖酸、草酸、柠檬酸等有机酸的合成,并释放进入培养基中,实现难溶性磷酸盐的降解;难溶性磷酸盐降低胞内乙醛酸循环强度,增强部分氨基酸类代谢、核苷酸类代谢、脂肪酸代谢等与细胞增殖类代谢反应,提高微生物生长速率。胞内代谢实验结果表明,难溶性磷酸盐加入会刺激PSF-4胞内能量代谢和物质代谢,导致生物量增加,同时促进细胞壁磷脂、蛋白质等合成类代谢途径,抵抗金属离子带来的生物毒性,最终影响PSF-4在各实验处理组中有机酸分泌的差异性,实现难溶性磷酸盐的降解及菌体生长。
刘菲菲[7]（2020）在《汽爆秸秆溶磷新工艺及其系统集成的研究》文中进行了进一步梳理磷是人类生产生活中必不可少的元素,磷素的获取必须经过磷酸盐的溶解。现行磷酸盐的溶解大都通过湿法磷酸工艺,但是湿法磷酸存在高能耗、高污染以及资源浪费等严重问题,开发一种清洁高效的溶磷新工艺迫在眉睫。酸碱再生循环理论是基于磷化工产业湿法磷酸过程提出的,并衍生出“隐性酸”和“隐性碱”的概念,以期将其用于普适的农业及工业生产过程中,最终实现清洁生产与酸碱循环。玉米秸秆蒸汽爆破后,能够产生小分子有机酸并暴露出很多的酸性基团,因此汽爆玉米秸秆是一种典型的“隐性酸”。如果能利用汽爆玉米秸秆对磷矿粉进行溶解,将对磷素的提取具有重大意义。本论文首先利用汽爆玉米秸秆溶解磷矿粉,探索了磷矿粉的溶解新工艺,并制备了秸秆腐植酸肥料,其次探究了固态发酵巨大芽孢杆菌溶解磷矿粉的新工艺,并对比分析了固态发酵与液态发酵的溶磷效果,然后将酸碱再生循环理论用于造纸碱回收,将磷酸用于木质素的提取,上清液苛化得到可以循环利用的氢氧化钠溶液。最后基于两个关键技术对生物质炼制进行了系统集成,并对其中的能量与物质流进行分析,规划了产品集成体系,主要研究结果如下:（1）玉米秸秆经蒸汽爆破后,半纤维素降解,木质素软化,细胞壁表面破裂暴露出大量活性基团,其中羟基、羧基等活性基团在高压反应釜中表现出有机酸的性质,对磷矿粉有一定的溶解效果;加入氯化钙和硫酸钙等无机盐可以加速汽爆秸秆的降解,从而增强对磷矿粉的溶解作用。研究发现,加入20%的氯化钙对溶磷效果最好,加入硫酸氢钠在180℃下反应5h时,溶磷率最大。溶磷后的秸秆形成腐植酸用于小麦盆栽实验,结果发现施加0.2%的腐植酸液小麦的株高、根长、可溶性糖含量、叶绿素含量和相对电导率达到最大值。（2）利用汽爆秸秆作为固态发酵的培养基培养巨大芽孢杆菌,结果发现,固态发酵第8天时,基质中有机酸含量达到最大值,其最大的溶磷率可达0.1%,是液态发酵溶磷率的5倍。对发酵后磷矿粉的表观形貌和微观尺寸表征后发现,随着发酵时间的延长,磷矿粉表面出现了凹凸不平的溶解孔洞,且磷矿粉颗粒粒径由375.43 μm逐渐减小到49.73 μm,说明固态发酵巨大芽孢杆菌很好地溶解了磷矿粉。（3）酸碱再生循环的理念用于造纸碱回收工艺,木质素的提取率可达90%,生成的循环碱液中氢氧化钠浓度可达10 g/L,补加一定质量的氢氧化钠重新用于循环蒸煮,分析了碱液循环次数对生物质组分拆分的影响,发现在五次循环中,纤维的卡伯值几乎不变,但是纤维素的得率急剧下降。（4）基于酸碱再生循环的生物质炼制系统集成中,所选的最佳技术路线节省了约42%的能耗,新的碱回收工艺节省了 60%的能耗,通过物质流分析发现,可节省80%的用水量,同时形成了以造纸、木质素碳纳米管、木质素复合膜、低聚木糖和腐植酸五种产品体系,极大地提高了玉米秸秆的经济利用价值。研究结果表明,汽爆秸秆溶解磷矿粉具有一定的可行性,这种新型清洁溶磷工艺,虽然其溶磷率有限,但是溶磷后的秸秆形成了腐植酸,可以作为土壤肥料施用。固态发酵很好地发挥了节水节能的优势,利用磷酸酸化工艺不仅可以高效回收木质素,还节约了处理污水的能耗,形成了蒸煮碱液的循环。对生物质炼制过程进行系统集成,延长了产业链,提高了原料的利用率,为磷化工清洁生产和农业废弃物的利用都提供了新思路。
刘思岑[8]（2019）在《新疆昌吉市土壤中解磷菌的分离及其在园艺植物中解磷效果的探究》文中进行了进一步梳理土壤磷素的循环主要为微生物、植物与土壤之间循环,解磷微生物的种类及解磷活性决定了土壤中植物的生长状况。本实验从新疆省昌吉市采集土样,并纯化分离出30株解磷菌,经平板检测发现其中六株解磷能力较好,随后的摇瓶培养筛选出1株高效解磷菌B5,并对其进行遗传特性鉴定及各种生化鉴定,之后对其溶解无机磷的机制进行探索与研究,实验最后将该菌施于盆栽实验中,检测植物施用菌液后植株各项生长指标的变化。经实验表明,以磷酸钙为唯一磷源分离鉴定高效解磷菌,经摇瓶试验后测得有效磷含量为519.66mg/L。进行遗传特性鉴定后,菌株B5确定为假单胞菌属（Pseudomonadaceae）细菌,解磷微生物的解磷能力除了与自身性质相关外,与其生长环境也相关,该菌在较广的温度范围内都可以溶解相当的无机磷,在新疆昼夜温差大的地区适应能力较强。pH与盐浓度对B5的解磷能力影响较大。在特定pH与盐浓度下有效磷含量最高。菌株的解磷能力与培养系统中碳、氮、磷等密切相关。以磷酸钙为磷源时可用磷的含量最高,其次为植酸钙,对磷酸铁和磷酸铝的解磷能力较弱,对有机磷卵磷脂的溶解较少,有效磷含量为24.85mg/L。碳源与氮源的组成形式不同影响菌株B5的解磷能力。菌株在不同碳源下解磷能力强弱顺序为:葡萄糖>半乳糖>乳糖>蔗糖>可溶性淀粉,不同氮源下解磷能力顺序为（NH4）2SO4>NH4Cl>尿素>KNO3。多数研究发现,解磷菌溶解无机磷的解磷机制主要为酸解机制,经GC-MS检测发现,B5在溶解无机磷的代谢过程中产生以下五种有机酸乙二酸、丁二酸、戊二酸、葡萄糖酸与阿拉伯己酸。分别以Ca3（PO4）2、FePO4、AlPO4和植酸钙为磷源时,菌株代谢产生的有机酸种类与含量不同,以磷酸钙为磷源时有机酸的总相对含量较高,其次是植酸钙,磷酸铝与磷酸铁分泌的有机酸含量较低,实验证明有机酸的总含量与菌株的解磷能力成一定的正比关系。菌株对植物的促进作用并不只溶解难溶性磷供植物吸收,同时菌株会分泌植物生长相关激素,从而促进植物生长。实验表明,菌株B5产生赤霉素、铁载体、吲哚乙酸来促进植物生长,赤霉素与吲哚乙酸的含量分别为29.9mg/L、4.14g/L,铁载体活性为19%。为了更进一步探究该高效解磷菌B5的解磷能力,将该菌进行盆栽实验,植物选用万寿菊、番茄与黄瓜。盆栽实验结果表明,菌株B5对三种植物生长有较好的促进作用,其中对番茄和黄瓜较万寿菊明显。
杨诗卡[9]（2019）在《水生植物根系有机酸驱动沉积物氮、磷转化机制》文中研究指明本文以六种太湖典型水生植物（苦草、马来眼子菜、菖蒲、芦苇、荇菜、菱角）为研究对象,收集六种水生植物根系分泌小分子有机酸在不同温度（15℃、25℃、30℃）,不同氮磷水平下的分泌特征。收集到的根系分泌物经冻干浓缩后用高效液相色谱法测定小分子有机酸的种类。经过实验发现草酸和甲酸是六种水生植物根系普遍分泌的两种有机酸,除此之外,乳酸也是广泛存在的一种有机酸,其中以甲酸含量最高,其次是乳酸和草酸,这三种普遍的有机酸占总有机酸含量的33%-95%。通过不同温度下收集的有机酸对比发现菖蒲在30℃时有机酸分泌量骤跌,草酸、甲酸、乳酸分别比最高时期分泌量下降了 54.97%、57.35%和98.03%。而荇菜在30℃时分泌量最高,苦草有机酸分泌随温度升高而下降,马来眼子菜、芦苇和菱角有机酸最佳分泌温度都在25℃。缺磷会诱导乙酸和苹果酸的大量分泌,苦草、菖蒲、荇菜、菱角在丰磷条件下均未检测出乙酸,但在缺磷时乙酸分泌量分别为26.38 mg/L、15.78mg/L、39.36 mg/L和33.38 mg/L,而且菱角分泌苹果酸含量增加了 46.8%。高氮胁迫显着降低水生植物根系分泌小分子有机酸的种类和含量,与正常氮水平相比,高氮胁迫抑制水生植物根系乳酸的分泌,降低草酸和甲酸分泌,对于菱角根系分泌的苹果酸和丁二酸也有显着的抑制作用。采集太湖中东太湖、近湖心、贡湖湾三个点位的沉积物。挑选苦草、菖蒲和荇菜分别种植在三种沉积物中,试验周期为90天,每隔一段时间采集水生植物根际和非根际沉积物,冻干后测定沉积物中交换态磷、铝磷、铁磷、钙磷以及氨氮含量,测定结果表明:水生植物根系使沉积物中交换态磷含量降低,其中近湖心沉积物中交换态磷在苦草根系的作用下下降最为明显（78.3%）。铝磷、钙磷和铁磷在根系的活化作用下含量增加,东太湖沉积物中的铝磷含量在菖蒲根系的影响下最多增加265.60%,贡湖湾沉积物中的铁磷含量在菖蒲根系的影响下最多增加1134.33%,贡湖湾沉积物中的钙磷含量在菖蒲根系的影响下最多增加251.28%,沉积物中氨氮含量在苦草根系分泌物的影响下,最多降低59.24%。配置草酸、甲酸、乳酸标准溶液,以及三种有机酸的混合溶液,将混合酸与冻干的沉积物样本按一定比例混合,并设置纯水对照试验,采用恒温摇床充分震荡反应72 h后,取上清液测定其中的可溶性磷以及氨氮含量,结果表示在有机酸影响下,沉积物中可溶性磷和氨氮的释放速率远高于在纯水中的释放速率。用纯水、草酸、甲酸、乳酸和混合酸五种溶液分别提取三种难溶性磷酸盐中的磷元素,发现混合酸的提取率高于单个有机酸,而且对磷酸铝的提取效率最高,其次是磷酸铁,最后是磷酸钙。
易蔓[10]（2019）在《沼渣基生物质炭对规模化猪场沼液磷的回收利用研究》文中研究说明富含磷素的畜禽养殖场被视为“第二磷矿”,回收畜禽粪污中的磷素资源,将磷的循环利用与环境污染控制合二为一,具有重要的理论价值与现实意义,挖掘“第二磷矿”的构想也已开始在全球范围内得以研究和实践。目前畜禽养殖场沼液磷素去除技术,不能实现沼液达标处理与磷素资源化利用的同步。若在处理大中型沼气工程沼液的同时,通过工程技术措施,将沼液磷素达标处理与磷素资源化利用相耦合,在寻求低成本回收磷素的同时,也可以减轻沼液后续处理负荷。另一方面,利用农业废弃物制作生物质炭,不仅可以“以废治废,变废为宝”,而且也可以作为环境功能材料,提高土壤肥力,改善营养元素循环,提高养分利用率,增加作物产量。本研究拟通过热解技术,将畜禽养殖场沼渣生产生物质炭,然后以此为基质,吸附回收畜禽养殖场沼液中磷素,最后将吸附的含磷回收产物施入土壤,作为养分资源,重新进入农业生态系统加以利用。这一创新思路将畜禽养殖场的沼渣处置与沼液处理耦合,将污染治理与资源利用耦合,将农田种植需磷与畜禽养殖场供磷耦合,具有“事半功倍、一箭多雕”的应用前景。在论文开始,鉴于养猪场磷回收的潜力不明,首先在建立养猪场磷物质流动核算方法的基础上,通过实证探讨养殖场规模对磷流动特征、磷养分利用效率及环境损失途径的影响;然后通过低温热解沼渣制备生物质炭,并利用钙、镁改性,探讨沼渣基生物质炭对磷的吸附效果与吸附机理;再次研究小分子有机酸对沼液中不可吸附态磷向可吸附利用态磷的强化效应;最后通过盆栽试验,探讨沼液中磷的回收产物对土壤-作物的影响。论文主要研究结果如下:（1）以养猪场为对象,基于物质流动分析法,在文献汇总和NUFER-animal模块的基础上构建了符合重庆实际的养猪场磷物质流动核算方法。通过分析重庆市养猪场的磷素物质流动,发现养猪场磷物质流动的主要输入项是饲料投入,主要输出项是粪尿排出,并与养殖规模没有明显的关系。不同规模化养猪场的磷素利用效率均较低,且随养猪场规模增加而升高。不同规模养猪场磷素损失量之间也存在显着差异,单位猪肉产品的磷损失也是随规模增加而升高。在同一粪污处理方式的前提下,单位猪肉产品磷的无序排放和淋溶、径流差异与规模没有显着关系;在同一规模的前提下,粪污堆肥处理的养猪场磷素损失远高于粪污沼气处理的养猪场。（2）比较沼渣基生物质炭（CMZZs）和烟杆基生物质炭（CMYGs,本试验中的参照物）,发现钙镁复合改性都没有改变其表面化学官能团种类。XRD图谱显示改性后生物质炭表面存在镁氧化物[Mg（OH）2、Mg O],而未发现钙氧化物[Ca（OH）2、Ca O],表明镁的改性作用要优于钙。在温度为303 K,p H值为9.0,两种生物质炭对溶液中磷的吸附效果最好,其理论最大吸附磷量分别可达86.92、90.91mg/g。（3）两种生物质炭对磷的平衡吸附量随初始磷浓度增加呈先增大后平缓的趋势,其中CMZZs、CMYGs对磷的实际最大吸附量分别为81.23、84.65mg/g,相应的吸附条件分别是温度318K、p H值为9.0和温度为303K、p H值为9.0,分别是改性前的68.44倍、36.65倍。等温吸附试验表明,两种生物质炭对磷的吸附均符合Freundlich方程,即多层吸附。吸附动力学试验发现,改性后的两种生物质炭对磷的吸附过程符合化学吸附为主的准二级动力学方程,均在200min左右达到吸附平衡。（4）对沼渣基生物质炭在吸附磷前后的材料（CMZZ750、P-CMZZ750）进行FTIR和XRD表征,发现沼渣基生物质炭对磷酸盐的吸附是由表面静电吸引、颗粒内复合和沉淀过程三者共同作用的结果。在试验p H值范围内,磷主要是以H2PO4-、HPO42-两种形式存在。反应初始H2PO4-、HPO42-和质子化Mg OH+由于静电作用相吸附,随着反应继续进行,H2PO4-、HPO42-进入CMZZ750表面孔隙或间隙后,通过颗粒内扩散和膜扩散过程进一步进入生物质炭基质内,形成颗粒内复合,并与氧化镁发生沉淀反应,形成Mg HPO4和Mg（H2PO4）2晶体。（5）养猪场沼液中磷的赋存状态可分为液相磷和固相磷,其中液相溶解性正磷酸盐（Ortho-P）占沼液总磷仅24.35%,颗粒态磷（PP+Na OH-P+HCl-P）占总磷53.72%。说明在吸附回收磷体系中,颗粒态磷具有较大的转化利用潜力。而小分子有机酸在环境中具有一定的酸效应和羧基络合作用,可促进颗粒态磷释放。因此采用小分子有机酸将难以吸附回收的颗粒态磷转化为沼渣基生物质炭可以吸附利用的Ortho-P。（6）为了提高沼液磷的回收效果,研究了三种不同小分子有机酸对奶牛场沼液磷形态转化的影响。结果表明:加入5mmol/L的酒石酸、柠檬酸和乙酸均可促进沼液中颗粒态磷（PP）或团聚体磷（Na OH-P+HCl-P）向溶解性正磷酸盐（Ortho-P）释放,作用大小为:柠檬酸>酒石酸>乙酸。（7）在浓度为5mmol/L时,柠檬酸主要以质子酸效应阴离子络合效应共同作用,使沼液中Ortho-P提高了174.08%;酒石酸主要是配体离子作用,使沼液中Ortho-P提高了78.97%;乙酸主要是以分子形式促进沼液中Ortho-P提高了27.97%。且酒石酸和柠檬酸是用过螯合、溶解作用促进沼液中难溶性钙（镁）盐或被钙镁氧化物和水化氧化物所吸附磷的释放,而对铁铝所吸附磷的释放主要机理是竞争吸附。（8）沼渣基生物质炭吸附沼液磷后,利用其回收产物进行萝卜盆栽试验,发现土壤p H值、阳离子交换量、土壤碱解氮、有效磷、速效钾均随回收产物施用水平的提高而呈现增加趋势。施加沼液磷回收产物的苗期土壤全磷和有效磷均低于化肥对照,但莲座期和肉质根膨大期则显着高于化肥对照,说明沼液磷回收产物磷素随萝卜生长发育期延长而出现了缓释效应。回收产物处理提高萝卜的维生素C、总糖含量,同时也降低了有害物硝酸盐的含量,以回收产物磷素替代化肥磷比例为70%处理最为显着。因此沼渣基生物质炭吸附沼液磷后的回收产物既能改善土壤肥力状况,又能在萝卜生育期缓释磷素,保持萝卜所需养分的持续供应,提高萝卜品质。本研究在明确畜禽养猪场磷素流动背景的前提下,利用养猪场畜禽沼渣生产生物质炭,并吸附养猪场沼液磷,并将其重新返回农业生态生态系统中。这一技术手段在处理大中型沼气工程沼液的同时,将沼液磷素达标处理与沼液磷素资源话利用相结合,在寻求低成本回收磷素的同时,也可减轻沼液后续处理负荷。即,本研究不仅将沼渣处置与沼液处理协同起来,实现以废制废,还通过磷素将农田种植业与畜禽养殖业有机耦合,实现污染治理与资源利用想耦合。
二、Phosphorus release from phosphate rock and iron phosphate by low-molecular-weight organic acids（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、Phosphorus release from phosphate rock and iron phosphate by low-molecular-weight organic acids（论文提纲范文）
（1）土壤-水稻系统铅生物有效性预测及草酸青霉SL2对水稻铅累积调控机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 土壤重金属铅污染现状 |
| 1.1.1 铅的来源与危害 |
| 1.1.2 农田铅污染现状 |
| 1.2 土壤-作物系统中铅的生物有效性 |
| 1.2.1 铅等重金属生物有效性的表征方法 |
| 1.2.2 影响铅生物有效性的因素 |
| 1.2.3 铅等重金属生物有效性的评估模型 |
| 1.3 含磷材料在铅污染农田土壤修复中的应用 |
| 1.3.1 传统含磷材料修复 |
| 1.3.2 改性含磷材料修复 |
| 1.3.3 含磷材料-生物联合修复 |
| 1.4 解磷微生物在土壤-作物系统中的功能与应用 |
| 1.4.1 土壤解磷微生物分类 |
| 1.4.2 解磷微生物主要解磷机制 |
| 1.4.3 解磷微生物对农田重金属生物有效性的影响 |
| 1.5 立题依据、研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 立题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2.不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 盆栽实验设计 |
| 2.2.2 样品采集与分析 |
| 2.2.3 数据统计 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 全生育期土壤溶液p H变化趋势 |
| 2.3.2 不同类型土壤中铅有效性差异 |
| 2.3.3 水稻各组织对铅吸收累积特性 |
| 2.3.4 水稻铅累积与土壤理化性质相关关系 |
| 2.3.5 不同类型土壤理化性质之间相关关系 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 稻田土壤铅形态转化特征 |
| 2.4.2 影响水稻铅吸收累积的主控因子 |
| 2.5 小结 |
| 3.土壤-水稻系统中铅生物有效性预测模型 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集与处理 |
| 3.2.2 样品测定与分析 |
| 3.2.3 建模与数据统计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 基于水稻根部铅富集的回归预测模型 |
| 3.3.2 基于水稻籽粒铅累积的回归预测模型 |
| 3.3.3 基于盆栽和大田样品的模型验证 |
| 3.3.4 稻田土壤铅安全阈值推导 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 影响模型预测效果的因素 |
| 3.4.2 模型推广与适用条件 |
| 3.5 小结 |
| 4.施磷对稻田土壤铅有效性的影响及相关机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 土壤培养实验设计 |
| 4.2.2 样品采集与测定 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤p H和Eh变化趋势 |
| 4.3.2 不同类型土壤中各提取态铅含量差异 |
| 4.3.3 土壤液相共存金属离子含量变化规律 |
| 4.3.4 土壤固相颗粒形貌与官能团特征 |
| 4.3.5 土壤胶体中元素分布及铅形态特征 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 施磷对土壤不同提取态铅含量变化的影响 |
| 4.4.2 施磷和淹水-落干对土壤胶体形成的影响 |
| 4.4.3 施磷对土壤胶体络合铅的影响 |
| 4.5 小结 |
| 5.耐铅真菌草酸青霉SL2 对水稻铅累积的调控机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤及菌株 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 样品采集与分析 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 土壤和水稻基本理化性质变化规律 |
| 5.3.2 不同处理下土壤中各提取态铅含量差异 |
| 5.3.3 不同处理下水稻对铅吸收累积特征 |
| 5.3.4 不同生育期SL2 的土壤解磷效应 |
| 5.3.5 不同处理下根表胶膜形成及铅富集情况 |
| 5.3.6 水稻籽粒铅累积与各项指标间相关关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 SL2 和淹水-落干对稻田土壤铅形态转化的影响 |
| 5.4.2 SL2 降低水稻籽粒铅累积的主要作用途径 |
| 5.5 小结 |
| 6.草酸青霉SL2 对稻田土壤真菌多样性的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试土壤 |
| 6.2.2 测序样品处理 |
| 6.2.3 统计分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 不同生育期下土壤中真菌物种群落组成差异 |
| 6.3.2 不同处理下土壤中真菌种群相对丰度变化趋势 |
| 6.3.3 环境因子对土壤真菌种群多样性的影响 |
| 6.3.4 不同处理下土壤功能基因丰度及代谢通路变化 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 SL2 施加和淹水-落干对稻田土壤真菌群落结构的影响 |
| 6.4.2 SL2 影响稻田土壤真菌种群丰度的主要作用途径 |
| 6.5 小结 |
| 7.研究结论、创新点及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.1.1 不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律 |
| 7.1.2 土壤-水稻系统中铅生物有效性预测模型 |
| 7.1.3 施磷对稻田土壤铅有效性的影响及相关机制 |
| 7.1.4 解磷微生物草酸青霉SL2 对水稻铅累积的调控机制 |
| 7.1.5 草酸青霉SL2 对稻田土壤真菌多样性的影响 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 攻读博士期间主要成果 |
（2）磷肥抑制水稻镉吸收转运的作用机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 Cd在植物中的吸收转运过程 |
| 1.2 Cd对植物生理生化和细胞代谢的影响 |
| 1.2.1 Cd对植物生理生化的影响 |
| 1.2.2 Cd对植物细胞代谢的影响 |
| 1.3 植物耐Cd胁迫响应 |
| 1.3.1 植物细胞壁对Cd的固定作用 |
| 1.3.2 植物细胞膜对Cd的阻控作用 |
| 1.3.3 细胞器对Cd的区隔化作用 |
| 1.4 磷对土壤中Cd的生物有效性的影响 |
| 1.5 磷酸盐对土壤团聚体固定镉的影响机制 |
| 1.5.1 含磷化合物直接吸附重金属镉 |
| 1.5.2 磷与镉形成金属磷酸盐沉淀 |
| 1.5.3 磷促进土壤团聚体对镉的吸附 |
| 1.6 磷对植物镉积累特性的影响 |
| 1.6.1 磷对根表铁膜富集镉的影响 |
| 1.6.2 磷对细胞壁固定镉的影响 |
| 1.6.3 磷对细胞膜区隔化镉的影响 |
| 1.7 研究契机与总体思路 |
| 第二章 不同基因型水稻幼苗的Cd积累特性 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试材料与培养 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.2.3 水稻Cd含量测定 |
| 2.2.4 亚细胞中Cd含量测定 |
| 2.2.5 数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 Cd浓度对水稻幼苗Cd含量的影响 |
| 2.3.2 Cd浓度对水稻幼苗Cd转移因子的影响 |
| 2.3.3 Cd浓度对水稻幼苗中Cd的亚细胞分布的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 磷酸盐对水稻幼苗Cd积累特性的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料与培养 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 样品采集 |
| 3.2.4 水稻Cd含量测定 |
| 3.2.5 水稻磷含量测定 |
| 3.2.5.1 样品前处理 |
| 3.2.5.2 样品测磷 |
| 3.2.6 植物螯合肽含量测定 |
| 3.2.6.1 样品前处理 |
| 3.2.6.2 液相色谱工作条件 |
| 3.2.7 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 磷酸盐对不同基因型水稻幼苗生物量的影响 |
| 3.3.2 磷酸盐对不同基因型水稻幼苗Cd含量的影响 |
| 3.3.3 磷酸盐对不同基因型水稻幼苗Cd转移因子的影响 |
| 3.3.4 磷酸盐对不同基因型水稻幼苗P含量的影响 |
| 3.3.5 磷酸盐对不同基因型水稻幼苗植物螯合肽含量的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 钙镁磷肥对水稻Cd积累特性和氨基酸含量的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料与培养 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 样品采集 |
| 4.2.4 土壤Cd含量测定 |
| 4.2.5 土壤p H与氧化还原电位测定 |
| 4.2.6 水稻Cd含量测定 |
| 4.2.7 籽粒游离氨基酸含量测定 |
| 4.2.8 X-射线光电子能谱分析 |
| 4.2.9 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 钙镁磷肥对水稻各部位Cd含量的影响 |
| 4.3.2 钙镁磷肥对土壤溶液p H和土壤氧化还原电位的影响 |
| 4.3.3 钙镁磷肥对根系各元素原子比的影响 |
| 4.3.4 钙镁磷肥对水稻穗轴和籽粒氨基酸含量的影响 |
| 4.3.5 连续施用钙镁磷肥对水稻籽粒和穗轴Cd含量的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 大田施用钙镁磷肥对稻米Cd积累特性的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试材料 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 旗叶光合速率测定 |
| 5.2.4 土壤氧化还原电位的测定 |
| 5.2.5 籽粒和穗轴Cd含量测定 |
| 5.2.6 根际土和根系的金属元素含量测定 |
| 5.2.7 籽粒磷含量测定 |
| 5.2.8 籽粒氨基酸含量测定 |
| 5.2.9 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 钙镁磷肥对土壤氧化还原电位(Eh)的影响 |
| 5.3.2 钙镁磷肥对旗叶光合速率的影响 |
| 5.3.3 钙镁磷肥对根际土中Fe和Mn含量的影响 |
| 5.3.4 钙镁磷肥对根系中Fe和Mn含量的影响 |
| 5.3.5 钙镁磷肥对水稻各部位Cd含量的影响 |
| 5.3.6 钙镁磷肥对水稻各部位Cd转移因子的影响 |
| 5.3.7 钙镁磷肥对水稻磷含量的影响 |
| 5.3.8 钙镁磷肥与根际土和水稻各部位元素含量的相关性分析 |
| 5.3.9 钙镁磷肥对稻米氨基酸含量的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 生长季节和叶面喷施磷肥对稻米Cd含量的影响 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 生长季节对水稻Cd积累特性的影响 |
| 6.2.2 Cd污染浓度对晚稻Cd积累特性的影响 |
| 6.2.3 叶面喷施磷肥对水稻Cd积累特性的影响 |
| 6.2.4 水稻Cd含量测定 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 生长季节对稻米Cd含量的影响 |
| 6.3.2 Cd污染浓度对稻米Cd含量的影响 |
| 6.3.3 叶面喷施磷酸盐对水稻穗轴和籽粒Cd含量的影响 |
| 6.3.4 叶面喷施不同磷酸盐对水稻穗轴和籽粒Cd含量的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 全文结论与展望 |
| 7.1 全文结论 |
| 7.1.1 根际环境中提高磷酸盐浓度显着抑制水稻幼苗对Cd的吸收和转运 |
| 7.1.2 Cd污染土壤中增施钙镁磷肥显着抑制水稻对Cd的吸收及向稻米的转运 |
| 7.1.3 Cd污染农田中增施钙镁磷肥显着降低穗轴和稻米中的Cd含量 |
| 7.1.4 Cd污染农田中钙镁磷肥的降Cd效果受施用量和水稻生长季节的影响 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
| 个人概况 |
| 教育背景 |
| 发表论文情况 |
（3）金属盐沉淀法去除分子筛废水中磷的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 分子筛废水处理工艺现状 |
| 1.3 含磷废水处理方法 |
| 1.3.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2 结晶法 |
| 1.3.3 吸附法 |
| 1.3.4 生物法 |
| 1.3.5 其他方法 |
| 1.4 研究的内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究的目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验材料、仪器及方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 测定指标及分析方法 |
| 2.3.1 氨氮的测定方法 |
| 2.3.2 TP的测定方法 |
| 2.3.3 pH的测定方法 |
| 2.3.4 COD的测定方法 |
| 2.3.5 TN的测定方法 |
| 2.3.6 沉淀量的测定方法 |
| 2.3.7 沉淀物的分析方法 |
| 2.4 水质分析 |
| 3 单金属盐沉淀法去除磷的实验研究及分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 实验步骤 |
| 3.2.2 分析方法 |
| 3.2.3 沉淀剂选择 |
| 3.3 钙盐除磷 |
| 3.3.1 初始p H对TP去除率的影响 |
| 3.3.2 投加量对TP去除率的影响 |
| 3.3.3 时间对TP去除率的影响 |
| 3.3.4 反应机理 |
| 3.4 镁盐除磷 |
| 3.4.1 初始pH值对TP去除率的影响 |
| 3.4.2 Mg:P摩尔比对TP去除率的影响 |
| 3.4.3 铵根离子浓度对TP去除率的影响 |
| 3.5 沉淀物分析 |
| 3.5.1 沉淀物傅里叶红外分析 |
| 3.5.2 沉淀物的扫描电镜分析 |
| 3.5.3 沉淀物的X射线衍射法分析 |
| 3.5.4 反应机理 |
| 3.6 响应曲面法实验设计与分析 |
| 3.6.1 模型分析 |
| 3.6.2 二次响应模型对响应值的不同影响 |
| 3.6.3 工艺优化与验证 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 金属盐复配沉淀法去除磷的实验研究及分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果讨论 |
| 4.2.1 [氧化镁+氯化镁]对TP的去除效果 |
| 4.2.2 [氢氧化镁+氯化镁]对TP的去除效果 |
| 4.2.3 [氧化镁+硫酸镁]对TP的去除效果 |
| 4.2.4 [氢氧化镁+硫酸镁]对TP的去除效果 |
| 4.2.5 COD去除效果 |
| 4.2.6 最佳条件下废水的水质指标 |
| 4.3 经济可行性分析 |
| 4.3.1 药剂成本 |
| 4.3.2 可行性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间获得的研究成果 |
| 致谢 |
（4）微电流强化废水厌氧生物除磷基础研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 废水中磷来源及危害 |
| 1.1.1 废水中磷的来源 |
| 1.1.2 含磷废水的危害 |
| 1.2 常用废水除磷技术及研究现状 |
| 1.2.1 化学除磷 |
| 1.2.2 生物除磷 |
| 1.3 水体中磷化氢的发现与释放 |
| 1.3.1 水体中磷化氢的产生与释放 |
| 1.3.2 污水中磷的气相转化 |
| 1.3.3 微生物代谢与磷化氢产生 |
| 1.4 电化学处理废水研究现状 |
| 1.4.1 微生物电化学系统处理废水 |
| 1.4.2 微电流强化处理废水 |
| 1.5 课题背景及研究内容 |
| 1.5.1 研究背景及意义 |
| 1.5.2 研究内容及技术路线 |
| 1.5.3 创新点 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 化学试剂与仪器设备 |
| 2.2 试验步骤与方法 |
| 2.2.1 反应器设计 |
| 2.2.2 模拟废水配制及污泥接种 |
| 2.2.3 试验方案 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 常规理化指标 |
| 2.3.2 酶活性及消化气测试 |
| 第三章 微电流强化生物除磷工艺探究 |
| 3.1 电流大小对除磷的影响 |
| 3.1.1 对体系中磷的影响 |
| 3.1.2 氮和COD变化 |
| 3.1.3 pH与ORP |
| 3.1.4 电压变化 |
| 3.2 不同pH条件对体系的影响 |
| 3.2.1 体系中磷的去除 |
| 3.2.2 氮及COD变化 |
| 3.2.3 ORP及pH |
| 3.2.4 电压变化 |
| 3.3 温度变化对除磷的影响 |
| 3.3.1 混合液总磷去除率 |
| 3.3.2 上清液磷与氮的变化 |
| 3.3.3 pH与ORP及酶活性 |
| 3.3.4 COD与消化气 |
| 3.3.5 电压和电导率变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 添加2-溴乙烷磺酸钠(BES)对除磷过程的影响 |
| 4.1 BES对磷去除的影响 |
| 4.1.1 混合液总磷去除效果 |
| 4.1.2 上清液总磷与正磷变化 |
| 4.1.3 磷化氢浓度变化 |
| 4.2 除磷过程体系理化性质变化 |
| 4.2.1 上清液总氮 |
| 4.2.2 ORP及pH |
| 4.2.3 电导率及电压变化 |
| 4.3 酶活性及有机物转化 |
| 4.3.1 脱氢酶 |
| 4.3.2 COD及 VFA |
| 4.3.3 消化气 |
| 4.4 除磷过程及电子竞争分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 微生物种群结构分析 |
| 5.1 分子生物学测试与分析 |
| 5.1.1 OUT分析 |
| 5.1.2 物种丰度情况 |
| 5.2 优势菌属及环境因子分析 |
| 5.2.1 优势菌属差异 |
| 5.2.2 环境因子相关性分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议与不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读硕士期间研究成果 |
（5）解磷菌协同铁基材料对铅污染土壤的修复作用及机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 土壤重金属污染概况及修复技术 |
| 1.2.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.2.2 土壤重金属形态分析 |
| 1.2.3 土壤铅污染修复技术概况 |
| 1.3 解磷微生物修复土壤重金属污染的研究进展 |
| 1.3.1 解磷微生物的种类及分布 |
| 1.3.2 解磷微生物的解磷机理 |
| 1.3.3 解磷微生物对土壤重金属污染的修复 |
| 1.4 微生物-铁基纳米材料及固定化技术修复土壤重金属污染的研究进展 |
| 1.4.1 微生物-铁基纳米材料联合修复土壤重金属污染 |
| 1.4.2 微生物固定化技术在土壤重金属污染修复中应用 |
| 1.5 研究目的及研究内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 研究区域概况 |
| 2.3 土壤样品采集与预处理 |
| 2.4 土壤重金属形态及理化性质分析 |
| 2.4.1 土壤重金属形态的分析 |
| 2.4.2 土壤理化性质测定 |
| 2.5 重金属抗性解磷微生物的筛选及其解磷机制 |
| 2.5.1 解磷微生物的分离及保存 |
| 2.5.2 解磷微生物的重金属最小抑制浓度分析 |
| 2.5.3 解磷微生物的鉴定 |
| 2.5.4 解磷微生物解磷能力分析 |
| 2.6 铅胁迫对解磷菌生长代谢的影响 |
| 2.7 解磷菌对铅的钝化能力 |
| 2.7.1 解磷菌对铅的吸附及富集作用 |
| 2.7.2 解磷菌胞外聚合物对铅的吸附及富集作用 |
| 2.8 固定化解磷菌-生物炭载零价铁小球的制备及其对土壤铅的钝化 |
| 2.8.1 生物炭负载零价铁的制备及表征 |
| 2.8.2 固定化解磷菌-生物炭载零价铁小球的制备及其对铅的钝化性能 |
| 2.8.3 固定化解磷菌小球对土壤铅的钝化性能研究 |
| 2.9 解磷菌-铁基含磷纳米材料对土壤铅的钝化性能 |
| 2.9.1 铁基含磷纳米材料的制备表征及优化 |
| 2.9.2 铁基含磷纳米材料对铅的钝化性能 |
| 2.9.3 不同因素对解磷菌-铁基含磷纳米材料钝化铅的影响 |
| 2.9.4 解磷菌-铁基含磷纳米材料修复土壤铅污染的模拟实验 |
| 2.10 数据处理 |
| 3 重金属抗性解磷微生物的筛选及性能表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 重金属抗性解磷微生物生境特征 |
| 3.2.1 土壤理化性质及重金属形态分布特征 |
| 3.2.2 土壤重金属有效性及其影响因素 |
| 3.3 高效解磷微生物的分离及形态特征 |
| 3.4 重金属抗性解磷微生物的筛选及对重金属的抗性 |
| 3.5 重金属抗性解磷微生物菌株的鉴定 |
| 3.6 重金属抗性解磷微生物的解磷能力及解磷机制研究 |
| 3.6.1 重金属抗性解磷微生物解磷能力 |
| 3.6.2 重金属抗性解磷微生物解磷机制探究 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 铅抗性解磷菌对铅的钝化能力及机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 铅胁迫对解磷菌生长及代谢的影响 |
| 4.2.1 铅胁迫对解磷菌生长的影响 |
| 4.2.2 铅胁迫对解磷菌有机酸分泌能力的影响 |
| 4.2.3 铅胁迫对解磷菌磷酸酶分泌能力的影响 |
| 4.2.4 铅胁迫对解磷菌胞外聚合物的影响 |
| 4.3 解磷菌及其代谢产物对铅的钝化能力 |
| 4.3.1 解磷菌及培养液对铅的钝化能力 |
| 4.3.2 解磷菌胞外聚合物对铅的钝化能力 |
| 4.4 解磷菌及代谢产物对铅的钝化机制探究 |
| 4.4.1 解磷菌菌体对铅的钝化机制 |
| 4.4.2 解磷菌胞外聚合物对铅的钝化机制 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 固定化解磷菌-生物炭载零价铁小球的制备及其对铅的钝化作用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 生物炭载零价铁的制备表征及性能初探 |
| 5.3 固定化解磷菌小球的制备 |
| 5.4 固定化解磷菌小球的解磷能力及其对铅的钝化性能 |
| 5.4.1 固定化解磷菌小球的解磷能力 |
| 5.4.2 固定化解磷菌小球对铅的钝化性能 |
| 5.4.3 固定化解磷菌小球对铅的钝化条件优化 |
| 5.4.4 固定化解磷菌小球对铅的钝化机理研究 |
| 5.5 固定化解磷菌小球对模拟污染土壤中铅形态的转化规律 |
| 5.5.1 固定化解磷菌小球对模拟修复土壤理化性质的影响 |
| 5.5.2 固定化解磷菌小球对模拟修复土壤中铅形态的转化 |
| 5.6 固定化解磷菌小球对模拟修复土壤微生物群落结构的影响 |
| 5.6.1 固定化解磷菌小球模拟修复土壤微生物群落组成差异分析 |
| 5.6.2 固定化解磷菌小球模拟修复土壤微生物群落与土壤理化性质和铅形态的关系 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化效果及机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 铁基含磷纳米材料的制备及表征 |
| 6.2.1 铁基含磷纳米材料的制备 |
| 6.2.2 铁基含磷纳米材料的表征 |
| 6.3 铁基含磷纳米材料对铅的钝化性能 |
| 6.4 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化 |
| 6.4.1 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化性能及影响因素 |
| 6.4.2 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化机制解析 |
| 6.5 解磷菌-铁基含磷纳米材料对模拟污染土壤中铅的钝化 |
| 6.5.1 解磷菌-铁基含磷纳米材料模拟修复土壤的铅形态转化规律 |
| 6.5.2 解磷菌-铁基含磷纳米材料模拟修复土壤微生物群落结构 |
| 6.5.3 模拟修复土壤微生物群落与土壤理化性质和铅形态关系 |
| 6.6 解磷菌-铁基含磷纳米材料处理铅污染土壤的毒性浸出研究 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 博士在读期间成果清单 |
| 攻读博士学位期间发表的主要论文 |
| 攻读博士学位期间申请的主要专利 |
| 致谢 |
（6）解磷真菌Penicillium oxalicum溶解难溶性磷酸盐的代谢机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 我国农业磷元素利用及存在问题 |
| 1.1.1 磷元素资源分布与植物利用 |
| 1.1.2 磷元素利用问题 |
| 1.2 解磷微生物及其解磷机制概述 |
| 1.2.1 解磷微生物类别与解磷能力差异 |
| 1.2.2 解磷机制研究现状 |
| 1.3 代谢组学研究进展 |
| 1.3.1 微生物代谢物检测技术 |
| 1.3.2 差异代谢物统计分析 |
| 1.3.3 微生物代谢组学研究进展 |
| 1.4 本论文研究目标与思路 |
| 第二章 解磷真菌的筛选、鉴定及其解磷特性 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验所用培养基的成分 |
| 2.1.3 解磷菌株的筛选 |
| 2.1.4 上清液溶磷量的测定 |
| 2.1.5 解磷菌株的鉴别 |
| 2.1.6 孢子浓度对PSF-4解磷能力的测定 |
| 2.1.7 温度对PSF-4解磷能力的测定 |
| 2.1.8 摇床转速对PSF-4解磷能力的测定 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 解磷真菌分离与平板观察 |
| 2.2.2 解磷真菌分子信息学鉴定 |
| 2.2.3 解磷真菌对两种难溶磷磷酸盐解磷能力变化 |
| 2.2.4 实验条件对PSF-4解磷能力的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 难溶性磷酸盐影响草酸青霉PSF-4胞外产酸特性及机制 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 有机酸标准溶液的配置 |
| 3.1.3 有机酸色谱分离条件的测定 |
| 3.1.4 有机酸酸度系数及H~+对难溶性磷酸盐溶解的测定 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 磷酸钙、磷酸铁实验组有机酸组成 |
| 3.2.2 磷酸钙、磷酸铁实验组有机酸动态变化 |
| 3.2.3 酸度系数对磷酸盐溶解影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 难溶性磷酸盐影响草酸青霉PSF-4胞内代谢机制 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 菌丝体收集 |
| 4.1.2 磷酸盐溶解中功能基因pqqC与 gcd丰度变化的测定 |
| 4.1.3 非靶向代谢组学实验流程 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 磷酸盐溶解中功能基因pqqC与 gcd相对丰度的变化 |
| 4.2.2 实验质量控制评价分析 |
| 4.2.3 代谢组学数据处理与分析 |
| 4.2.4 显着性差异代谢物的评定与筛选 |
| 4.2.5 显着性差异代谢物的归类与分析 |
| 4.2.6 不同磷源对草酸青霉胞内代谢通路的影响 |
| 4.2.7 不同磷源影响草酸青霉解磷作用的胞内代谢机制 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 研究结论、创新点及展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.1.1 解磷能力与最佳解磷条件的分析 |
| 5.1.2 难溶性磷源对PSF-4胞外产酸的代谢机制分析 |
| 5.1.3 两种功能基因对解磷过程的影响 |
| 5.1.4 难溶性磷源对PSF-4胞内代谢的扰动机制分析 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间完成的学术论文与参加的研究项目 |
（7）汽爆秸秆溶磷新工艺及其系统集成的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 磷化工产业的重要性及发展现状 |
| 1.1.1 磷素是人类生命活动必不可少的元素 |
| 1.1.2 磷矿溶解工艺现状及进展 |
| 1.1.3 有机酸溶磷新工艺的发展 |
| 1.2 玉米秸秆资源化利用 |
| 1.2.1 玉米秸秆用于磷矿的溶解 |
| 1.2.2 玉米秸秆制备腐植酸现状 |
| 1.2.3 玉米秸秆碱法炼制存在的难题 |
| 1.3 酸碱再生循环与生物质炼制结合的意义 |
| 1.3.1 酸碱再生循环的理论基础 |
| 1.3.2 生物质炼制研究现状及发展趋势 |
| 1.4 研究思路与主要内容 |
| 第2章 汽爆秸秆溶解磷矿粉新工艺的研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂和仪器设备 |
| 2.2.2 蒸汽爆破玉米秸秆 |
| 2.2.3 汽爆秸秆溶解磷矿粉 |
| 2.2.4 植物生长实验 |
| 2.2.5 分析与表征方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 汽爆秸秆与未汽爆秸秆对磷矿粉的溶解效果研究 |
| 2.3.2 汽爆秸秆耦合无机盐对磷矿粉的溶解效果研究 |
| 2.3.3 硫酸氢钠对磷矿的溶解效果研究 |
| 2.3.4 不同固含量腐植酸对植物生长的影响 |
| 2.3.5 秸秆溶解磷矿粉的机理分析 |
| 2.3.6 不同体系溶解磷矿粉的结果对比与综合分析 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 汽爆秸秆固态发酵溶解磷矿粉的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 实验试剂和仪器设备 |
| 3.2.2 菌种的培养活化 |
| 3.2.3 培养基的制备 |
| 3.2.4 菌体生长曲线的测定 |
| 3.2.5 磷矿粉液体发酵 |
| 3.2.6 磷矿粉固态发酵 |
| 3.2.7 分析与表征方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 巨大芽孢杆菌溶解磷矿粉的研究 |
| 3.3.2 发酵基质中有机酸的含量分析 |
| 3.3.3 磷矿粉基质特性分析 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 磷酸再生循环在秸秆造纸碱回收中的应用 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 实验试剂和仪器设备 |
| 4.2.2 秸秆皮原料的制备 |
| 4.2.3 玉米秸秆碱处理 |
| 4.2.4 木质素的提取 |
| 4.2.5 循环碱液的制备 |
| 4.2.6 分析与表征方法 |
| 4.3 酸碱再生循环过程理论分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 木质素沉降规律的研究 |
| 4.4.2 再生循环碱液的浓度变化规律 |
| 4.4.3 磷酸酸化对碱回收过程COD的影响 |
| 4.4.4 纤维蒸煮得率及蒸煮效果分析 |
| 4.4.5 小结 |
| 第5章 基于酸碱循环理论的生物质炼制过程集成 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 酸碱循环生物质炼制系统集成过程的研究 |
| 5.2.1 生物质炼制技术路线集成的构建 |
| 5.2.2 系统能量及物质流分析 |
| 5.2.3 多产品集成体系规划 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新性 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 论文中部分图表原始数据 |
| 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 |
（8）新疆昌吉市土壤中解磷菌的分离及其在园艺植物中解磷效果的探究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 磷素对植物生长发育的重要性 |
| 1.3 土壤中磷素概况 |
| 1.3.1 土壤中磷素的分布情况及存在形式 |
| 1.3.2 生物界磷素的转换 |
| 1.3.3 土壤磷肥的施用 |
| 1.4 解磷微生物的研究 |
| 1.4.1 解磷微生物的种类及分布 |
| 1.4.2 解磷微生物的溶磷机制 |
| 1.4.3 解磷微生物对植物的促生作用 |
| 1.5 研究背景、意义及内容 |
| 1.5.1 研究背景及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 土壤中解磷菌的分离、纯化与鉴定 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料 |
| 2.2.1 土壤采样 |
| 2.2.2 培养基 |
| 2.2.3 试剂 |
| 2.2.4 仪器设备 |
| 2.3 方法 |
| 2.3.1 解磷菌的分离与纯化 |
| 2.3.2 解磷能力定性定量的检测 |
| 2.3.3 菌株生理生化与16Sr DNA的鉴定 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 解磷菌定性检测结果 |
| 2.4.2 菌株定量检测结果 |
| 2.4.3 菌株B5 的生理生化鉴定及16SrDNA的鉴定结果 |
| 2.4.4 菌株16SrDNA测序结果与分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 菌株B5在不同培养条件下的解磷效果 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料 |
| 3.2.1 菌株 |
| 3.2.2 培养基 |
| 3.2.3 设备仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 不同初始p H |
| 3.3.2 不同盐浓度 |
| 3.3.3 不同温度 |
| 3.3.4 不同磷源 |
| 3.3.5 不同氮源 |
| 3.3.6 不同碳源 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 不同初始p H下解磷菌株B5 的解磷能力 |
| 3.4.2 解磷菌在不同盐浓度下溶磷量的变化 |
| 3.4.3 解磷菌在不同温度下解磷含量的变化 |
| 3.4.4 不同碳源下菌株B5 的解磷能力 |
| 3.4.5 不同氮源下菌株B5 的解磷能力 |
| 3.4.6 不同磷源下菌株B5 的解磷能力 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 解磷细菌B5分泌植物生长素的探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料 |
| 4.2.1 供试菌株 |
| 4.2.2 培养基与试剂 |
| 4.2.3 试剂 |
| 4.2.4 仪器设备 |
| 4.3 方法 |
| 4.3.1 IAA分泌量的的测定 |
| 4.3.2 铁载体能力的检测 |
| 4.3.3 解磷微生物赤霉素分泌量的测定 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 优势菌株B5 分泌IAA的含量 |
| 4.4.2 优势菌株铁载体含量测定 |
| 4.4.3 菌株分泌赤霉素的含量 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 解磷菌株B5代谢过程中有机酸的研究机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料 |
| 5.2.1 供试菌株 |
| 5.2.2 培养基 |
| 5.2.3 试剂 |
| 5.2.4 仪器设备 |
| 5.3 方法 |
| 5.3.1 试液的制备 |
| 5.3.2 样品制备 |
| 5.3.3 GC-MS条件 |
| 5.3.4 代谢产物的鉴定 |
| 5.4 结果与分析 |
| 5.4.1 有机酸的质谱图 |
| 5.4.2 磷化物对菌株代谢有机酸的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 菌株B5对植物的促生作用 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料 |
| 6.2.1 供试土壤 |
| 6.2.2 供试植物 |
| 6.2.3 供试菌株 |
| 6.2.4 培养基 |
| 6.2.5 试剂 |
| 6.2.6 仪器设备 |
| 6.3 方法 |
| 6.3.1 菌液制备 |
| 6.3.2 盆栽实验 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 菌株对植物的生长作用 |
| 6.4.2 菌株B5 对植株叶绿素的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| Abstract |
| 致谢 |
| 作者攻读硕士学位期间发表的论文 |
（9）水生植物根系有机酸驱动沉积物氮、磷转化机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水生植物分类及其生态功能 |
| 1.1.2 植物根系分泌物及其生态功能 |
| 1.1.3 水生植物根系分泌小分子有机酸影响氮磷污染物环境行为研究 |
| 1.1.4 水生植物根系小分子有机酸收集 |
| 1.1.5 小分子有机酸的测定 |
| 1.1.6 环境条件变化对小分子有机酸分泌特征影响 |
| 1.1.7 水生植物根系与沉积物中氮、磷的作用 |
| 1.2 研究内容 |
| 1.3 研究思路 |
| 1.4 创新点 |
| 2 典型水生植物根系小分子有机酸的组成特征研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 仪器与试剂 |
| 2.1.2 植物材料和培养方法 |
| 2.1.3 小分子有机酸的测定 |
| 2.2 不同水生植物根系小分子有机酸分泌特征 |
| 2.3 环境变化对水生植物根系小分子有机酸组成的影响 |
| 2.3.1 温度对水生植物根系LMWOAs分泌特征影响 |
| 2.3.2 缺磷对水生植物根系LMWOAs分泌特征影响 |
| 2.3.3 高氮对水生植物根系LMWOAs分泌特征影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 盆栽实验及管理 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 磷形态的测定 |
| 3.1.2 氮形态的测定 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 水生植物对沉积物中主要磷形态的影响 |
| 3.2.2 水生植物对沉积物中氨氮的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 根系小分子有机酸对不同形态氮、磷的影响研究 |
| 4.1 根系小分子有机酸对沉积物中氮磷形态转化研究 |
| 4.1.1 LMWOAs对沉积物中可溶性磷的影响 |
| 4.1.2 LMWOAs对沉积物中氨氮的影响 |
| 4.2 LMWOAs对结合态磷形态再活化研究 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（10）沼渣基生物质炭对规模化猪场沼液磷的回收利用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 我国磷利用的地球化学循环 |
| 1.1.1 磷的地球化学循环特征 |
| 1.1.2 我国磷矿资源现状 |
| 1.2 畜禽养殖场及其污染现状 |
| 1.2.1 畜禽养殖过程污染产生 |
| 1.2.2 畜禽养殖沼渣、沼液防治技术 |
| 1.3 畜禽养殖中磷素研究现状 |
| 1.3.1 畜禽养殖场磷物质流 |
| 1.3.2 畜禽养殖沼液磷赋存 |
| 1.3.3 畜禽养殖沼液磷素处理与利用 |
| 1.4 农地土壤磷素赋存特征 |
| 1.5 生物质炭与农业环境保护 |
| 1.5.1 生物质炭的含义与性质 |
| 1.5.2 生物质炭的农业环境效应 |
| 1.6 论文切入点 |
| 1.6.1 技术需求 |
| 1.6.2 科学问题 |
| 1.7 研究目的与意义 |
| 1.8 研究特色 |
| 1.9 研究内容 |
| 1.10 技术路线 |
| 第2章 磷回收利用导向下的养猪场磷传输研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究区域 |
| 2.2.2 研究方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 养猪场磷物质流动核算体系的建立 |
| 2.3.2 养猪场磷物质流动的核算方法及参数率定 |
| 2.3.3 养猪场磷物质流动核算结果分析 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 沼渣基生物质炭对养猪场沼液磷的吸附回收 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.2.3 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 改性生物质炭对磷的吸附效果 |
| 3.3.2 改性生物质炭对磷的吸附机理探讨 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 养猪场沼液可吸附利用态磷的化学转化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试沼液 |
| 4.2.2 试验方法 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 初始沼液磷形态分布 |
| 4.3.2 有机酸对沼液磷形态的转化效果 |
| 4.3.3 有机酸强化作用解析 |
| 4.3.4 有机酸强化作用的验证 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 养猪场沼液磷回收产物对土壤和作物的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 沼液磷回收产物对土壤化学性质的影响 |
| 5.3.2 沼液磷回收产物对作物的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 6.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
| 发表论文和参与课题 |
四、Phosphorus release from phosphate rock and iron phosphate by low-molecular-weight organic acids（论文参考文献）
- [1]土壤-水稻系统铅生物有效性预测及草酸青霉SL2对水稻铅累积调控机制[D]. 徐俏. 浙江大学, 2021
- [2]磷肥抑制水稻镉吸收转运的作用机理研究[D]. 赵艳玲. 中国农业科学院, 2021(01)
- [3]金属盐沉淀法去除分子筛废水中磷的实验研究[D]. 陈婷. 东华大学, 2021(01)
- [4]微电流强化废水厌氧生物除磷基础研究[D]. 余硕. 昆明理工大学, 2021(01)
- [5]解磷菌协同铁基材料对铅污染土壤的修复作用及机制研究[D]. 滕泽栋. 北京林业大学, 2020(03)
- [6]解磷真菌Penicillium oxalicum溶解难溶性磷酸盐的代谢机制研究[D]. 蒋逸凡. 湘潭大学, 2020(02)
- [7]汽爆秸秆溶磷新工艺及其系统集成的研究[D]. 刘菲菲. 中国科学院大学(中国科学院过程工程研究所), 2020(02)
- [8]新疆昌吉市土壤中解磷菌的分离及其在园艺植物中解磷效果的探究[D]. 刘思岑. 山西农业大学, 2019(07)
- [9]水生植物根系有机酸驱动沉积物氮、磷转化机制[D]. 杨诗卡. 西安工业大学, 2019(03)
- [10]沼渣基生物质炭对规模化猪场沼液磷的回收利用研究[D]. 易蔓. 西南大学, 2019(01)