一、复合微生物制剂在环境保护中的应用（论文文献综述）
洪居恳[1]（2020）在《凡纳滨对虾幼体肠道菌群演替及几种益生菌的育苗效果》文中研究说明本文首先分析了凡纳滨对虾（Litopenaeus vannamei）育苗期幼体肠道菌群变化,然后研究了3种芽孢杆菌（Bacillus）益生菌对对虾幼体荧光弧菌病的预防效果,进而研究了蜡样芽孢杆菌（B.cereus）对育苗水体菌群、幼体和幼虾肠道菌群的影响,最后对4种微生物制剂对育苗水质及仔虾存活率的影响进行评价。本文为了解凡纳滨对虾幼体肠道菌群特征提供了依据,并为对虾健康育苗与病害防控中合理应用益生菌提供了参考。本文的主要研究内容及结果如下:1.应用高通量测序技术研究了工厂化育苗和试验性育苗期间,凡纳滨对虾幼体8个阶段肠道菌群多样性与结构组成变化。结果表明,幼体肠道菌群随发育阶段呈现阶段性演替,尤其在无节幼体末期至糠虾幼体初期表现明显;不同育苗方式下幼体肠道菌群多样性和结构组成差异明显,但仔虾期趋于一致;变形菌门（Proteobacteria）及其红杆菌科（Rhodobacteraceae）、拟杆菌门（Bacteroidetes）及其黄杆菌科（Flavobacteriaceae）普遍或较普遍存在于健康凡纳滨对虾幼体肠道,红杆菌科下的鲁杰氏菌属（Ruegeria）和一个分类未定属（OTU1）可作为健康幼体肠道指示菌群。2.通过育苗试验比较了枯草芽孢杆菌（B.subtilis）GD1、地衣芽孢杆菌（B.licheniformis）SD2和蜡样芽孢杆菌zou8对凡纳滨对虾幼体荧光弧菌病的防控效果。结果表明,在自发感染荧光弧菌条件下,与对照组相比,zou8能明显抑制对虾幼体荧光弧菌病的发病速度,并显着提高幼体存活率（P<0.05）,GD1作用效果次之,而SD2在预防荧光弧菌病上则无显着作用。3.研究了蜡样芽孢杆菌zou8连续10 d投放凡纳滨对虾育苗水体后,对主要水质指标、幼体和养殖期幼虾生长存活影响,通过高通量测序分析zou8对育苗水体、幼体及幼虾肠道菌群影响。结果显示,zou8对育苗水体氨氮、亚硝酸氮、磷酸盐和化学需氧量均无显着影响。zou8处理组幼体活力明显高于对照组,且仔虾存活率高于对照组,但后续养殖23 d和44 d时对虾体长增长率在两组间无显着差异,44 d时的存活率也无显着差异（P>0.05）。zou8对幼体肠道菌群有较明显调控作用,主要表现在处理组芽孢杆菌科（Bacillaceae）、假交替单胞菌科（Pseudoalteromonadaceae）和假单胞菌科（Pseudomonadaceae）相对丰度明显增加。此外,养殖44 d时处理组幼虾肠道弧菌科丰度显着下降。4.在检测两种芽孢杆菌（KC和DY）和两种乳酸菌（FC和ZW）制剂基础上,比较了4种微生物制剂对凡纳滨对虾育苗期水质和仔虾存活影响。结果表明,4种制剂均由含量高的单一菌种构成;DY试验组水体氨氮、磷酸盐和化学需氧量（COD）含量均显着高于对照组,而在育苗早期FC和ZW组亚硝酸氮含量显着降低（P<0.05）;除DY组仔虾3期存活率显着低于KC组外,各组存活率间无显着差异（P>0.05）,但KC组仔虾存活率和活力均表现最佳,而DY组仔虾活力最差。
朱笔通[2]（2020）在《不产氧光合细菌氮代谢新途径的挖掘与环境调控机制》文中进行了进一步梳理氮污染已扰乱生态系统并影响到人类健康和经济发展。自然界的氮循环过程主要由代谢多样性微生物构成的复杂代谢网络所驱动,因而微生物在生态系统的氮平衡以及氮污染治理等方面起着重要作用。近年来,新的氮代谢途径不断被发现,为氮污染环境的治理提供了新的视角和有效途径。不产氧光合细菌（Anaerobic Phototrophic Bacteria,APB）广泛分布于各种生境,对自然界碳氮硫等元素循环不可或缺。然而,它们适应环境变化的细胞代谢机制仍缺乏系统全面的认识。海洋着色菌（Marichroamtium gracilie）YL28分离自红树林特殊生境,不但能以高浓度亚硝氮为唯一氮源生长,也能高效去除水体无机三态氮,是目前对亚硝氮耐受和去除能力最高的APB菌株之一,但其脱氮机制,尤其是对亚硝氮利用和耐受机制尚不清楚。本文从比较基因组水平上解析了APB碳氮硫代谢通路,系统阐明了36株紫细菌的氮代谢途径以及YL28高效脱氮和耐受亚硝氮的分子机制,挖掘验证了APB氮代谢的1条新途径和1个新基因,提出了1条新型的微生物氮代谢途径。进一步以YL28为材料,阐明了YL28对于外界氮源扰动、光氧变化响应规律以及3条共存氮代谢途径之间相互协调关系。最后探究YL28对海水养殖水体氮污染的原位去除效果。主要研究结果如下:1.对数据库公布的36个APB菌株基因组分析表明,APB拥有7条氮代谢途径,首次在微生物中发现了非氨单加氧酶依赖的氨氧化途径。首次发现APB也具有异化硝酸盐还原至氨途径（DNRA）。首次发现紫硫细菌类群也拥有同化硝酸盐还原途径（ANR）。另外,APB中的固氮基因多源自基因水平转移,反硝化途径（DN）多为不完全反硝化。YL28菌株的硫代谢通路主要有硫氧化、异化硫还原和Sox系统,碳代谢主要有EMP、HMP、TCA、乙醛酸循环、还原性柠檬酸循环等,还含有重金属抗性蛋白、甜菜碱和duf2062等渗透压调节因子。2.蛋白序列比对和同源建模显示,ANR的NirA和DNRA的NrfA（Otr家族）与已知功能蛋白一致性仅有27.1%和19.2%,异源表达验证了这2个新基因的酶学功能,理化性质显示NirA和NrfA最适作用温度和pH分别为40℃、35℃和6.0、5.0。非氨单加氧酶依赖的氨氧化途径验证结果显示,Vc（羟自由基抑制剂）可抑制约80%的羟胺生成,过氧化氢（羟自由基促进剂）可提高50%羟胺生成量,表明羟胺的生成是羟自由基所致。酶活验证还表明有羟胺还原途径的存在,羟胺还原酶（Hcp）与已知功能蛋白序列的一致性为55.3%,最适作用温度和p H分别为35℃和6.0。3.共存氮代谢途径对环境氮扰动、光氧变化的响应和协调规律以及碳氮硫循环耦联关系。3条氮代谢途径关键酶基因转录水平结果显示:（1）ANR途径受氨氮明显抑制,2 mg/L氨氮可抑制50%的nirA表达量;DN途径受氨氮影响较小,硝氮、羟胺和亚硝氮对其有促进作用;4种无机氮均对DNRA途径有促进作用;羟胺还原途径受氨氮抑制,氨氮存在时,硝氮、羟胺和亚硝氮对其影响较小。（2）随硝氮浓度增加,ANR、DN和DNRA活性均提高,与低浓度硝氮相比,高浓度硝氮时的DN活性提高37倍（norB）和18倍（nar I）,ANR活性提高约36倍（nirA）,DNSR活性提高约2.5倍（nrf A）。（3）有光无光时,DN和ANR均发挥作用,DN表达量比无光时提高约28倍（norB）和20倍（narI）,ANR（nirA）表达量提高约24倍。无光时,ANR>DN>DNRA。（4）有氧无氧时,DN、ANR和DNRA均有活性,但厌氧环境更有利于其发挥作用;厌氧时,DN表达量比有氧时提高约37倍（norB）和16倍（narI）,ANR提高约20倍（nirA）,DNRA提高约3倍（nrf A）;好氧时,ANR表达能力高于DN和DNRA。（5）在厌氧有光/无光、在氨氮和硝氮/亚硝氮共存环境下,DN表达能力高于DNRA,ANR受显着抑制。通过基因富集分析,获得了碳氮硫耦联关键因子为glt B、glnA和cysE,实验结果表明YL28脱氮除硫最佳碳氮硫比例为C:N:S=7.56:6:5。4.YL28安全无毒。在有氧/低氧且不添加外部碳源条件下,YL28能同时有效去除氨和亚硝氮,并防止N过度流失。室内对虾养殖水体脱氮研究显示,YL28能够同时去除水体中高浓度氨氮（3.5 mg/L）和亚硝氮（1 mg/L）,在7 d内,约99.96%的亚硝氮和95.6%的氨氮被去除。在零交换水的大田对虾养殖水体中（20 d）,YL28显着抑制氨氮积累,亚硝氮脱除率达99.3%（1.25 mg/L）。综上所述,本文发现微生物具有一条新的非氨单加氧酶依赖的氨氧化途径,发现和验证了ANR和DNRA途径的2个新酶。YL28耐受高浓度亚硝氮和高效除氮的分子机制是细胞内3条氮代谢途径（DN、ANR和DNRA）相互协调所致,可在有光无光、有氧和厌氧条件下均具有除氮特性,这为氮污染的有效治理以及APB的合理施用提供了重要科学依据。
伍乾辉[3]（2020）在《益生菌在高位池养殖水质管理中的应用研究》文中指出沿海海水养殖产业快速发展的同时,海水养殖废水大量排放,造成沿海海洋环境富营养化程度加剧,严重制约海水养殖业绿色健康的可持续发展。含碳有机物、氨氮、亚硝酸盐等污染物是造成海水养殖水体恶化的主要因素,因此控制海水养殖水体中主要污染物的浓度,提高海水使用率,减少养殖废水外排对海水养殖业的进一步发展至关重要。微生物不仅能利用水体中的有机碳和氨氮、亚硝酸盐等物质完成自身增殖,达到去除净化养殖水体中污染物的效果,还具有抑制病原微生物生长,促进养殖生物生长、提高其免疫力等作用。本研究旨在探究海水养殖废水直排对邻域海水微生物多样性的影响,并从养殖水体中分离筛选对养殖水体主要污染物有降解能力的优质菌株,能有效净化养殖废水中主要污染物的含量,提高养殖水的使用率,并对养殖生物有一定益生作用。主要研究结果如下:（1）对东寨港海水养殖池及邻域水体中微生物的群落结构和多样性进行分析发现,各地样品中的微生物群落的优势门较相似,细菌优势门包括Proteobacteria、Cyanobacteria、Bacteroidetes和Actinobacteria,真菌优势门包括Ascomycota、Basidiomycota、Mortierellomycota和Rozellomycota。但每个环境中都存在独有的物种。此外,南美白对虾（Penaeus vannamei）养殖池中的微生物群落物种丰度和多样性都低于其它区域,但Halioglobus、Owenweeksia和RS62＿marine＿group等细菌属相对其他区域表现出较高的相对丰度。微生物群落的组成和多样性主要受到pH、NH4+-N、COD（Chemical Oxygen Demand,化学需氧量）和TN等环境因子的影响。研究结果表明,随着海水养殖水体的排放在港内不同区域中扩散,对邻域海水环境中微生物群落多样性和组成产生影响。（2）从东寨港南美白对虾养殖池中分离得到四株优质土着微生物菌种,分别为两株COD去除菌DZG-E3、DZG-F1,一株异养氨氧化菌DZG-N1和一株异养亚硝酸盐去除菌DZG-N1,经16S rRNA基因测序鉴定分别确定为:Acinetobacter sp.DZG-E3、Bacillus sp.DZG-F1、Acinetobacter sp.DZG-N1、Bacillus sp.DZG-A1。（3）选择椰丝纤维、海藻酸钠制备微生物固定化材料。椰丝纤维采用溶胶凝胶法改性,通过提高疏水性来固定微生物菌株。三种微生物固定化材料都表现出较好的固菌能力,改性椰丝纤维对试验所用的四株菌株的固定效果最佳,经改性椰丝纤维固定后的四株菌株生长量显着高于其它两种材料。（4）为短期内考察益生菌净化水质的能力,设置模拟南美白对虾养殖池和生物滤盒,并在生物滤盒中添加改性椰丝纤维固定的四株微生物菌株。经过16 d试验,DZG-E3对养殖水质的调控能力最佳;DZG-F1在试验前期对NH4+-N浓度的增长有较好的控制效果。DZG-N1对养殖水中的NO2--N浓度控制效果最佳,0-10 d时增长速率为0.071 mg/L/d;DZG-A1具有降低养殖水体中的NO3--N能力,在前期能很好的维持水质稳定。南美白对虾较初始养殖时生长良好,虾体体长与初始值相比,增长量达5倍以上。实验组的对虾存活率均高于对照组,其中F1组的对虾存活率最高,为92±4%。实验结果表明:投加菌株能净化养殖水体中的含碳有机物、氨氮、亚硝酸盐等污染物,能维持养殖水质的稳定,具有提高养殖过程中南美白对虾的成活率、促进南美白对虾生长的作用。（5）根据试验菌株的特点及其相互作用、对养殖水污染物的净化能力设计不同的菌种组合成两组复合菌:A（DZG-E3+DZG-N1）和B（DZG-F1+DZG-A1）,分别固定后投加于模拟南美白对虾养殖池的生物滤盒中。两组复合菌养殖水体中的污染物具有一定的净化效果,能减缓养殖水体中各污染物质的积累,效果最佳的是B组,对养殖水体中的COD、NO2--N具有更好的净化效果。复合菌的污染物净化能力与单菌试验相比较有明显的提高,且对养殖过程中南美白对虾的成活率有所提高,与对照组相比,对虾成活率提高了10-12%。
罗泽华[4]（2019）在《复合微生物制剂简易发酵工艺研究及应用》文中研究表明研究用于小型养殖场微生态制剂的简易发酵方法有利于降低养殖成本,提高动物生产性能。本试验通过正交试验筛选芽孢杆菌NMXDYB021和酵母菌NMXDYY003简易培养基中以玉米粉、大豆粉替代碳源、氮源的最适含量:分别通过摇床发酵、二级发酵制备复合微生物制剂;以饲料添加剂饲喂仔猪,观察复合微生物制剂对猪生长性能的影响,为微生物简易发酵和复合微生物制剂的应用提供试验依据。（1）通过正交试验,确定芽孢杆菌NMXDYB021和酵母菌NMXDYY003简易培养基最适大豆粉和玉米粉含量。结果表明:芽孢杆菌NMXDYB021和酵母菌NMXDYY003简易培养基大豆粉含量分别为1.2%和2.25%,玉米粉含量分别为1%和1.2%。（2）用筛选得到的简易培养基做摇床发酵和二级发酵进行简易发酵试验。结果表明:摇瓶发酵芽孢杆菌NMXDYB021、酵母菌NMXDYY003、乳杆菌NMXDYB022平均细菌数分别为（3.80±0.40）×1012cfu/mL、（6.63±0.31）×1010 cfu/mL、（8.93±0.25）×109 cfu/mL,二级发酵芽孢杆菌NMXDYB021、酵母菌NMXDYY003、乳杆菌NMXDYB022 平均细菌数分别为（4.53±0.25）×1012cfu/mL、（8.33±0.37）×1010 cfu/mL、（9.80±0.26）× 109 cfu/mL,发酵时间分别为 20h、36h、28h。（3）试验室制备复合微生物制剂,确定大豆粉吸附剂最适吸附比例,检测吸附后的细菌数变化。结果表明:菌液和大豆粉吸附剂最适吸附比为1:4,吸附晾干时间2d。用大豆粉当做吸附剂进行吸附试验,吸附晾干后芽孢杆菌NMXDYB021、酵母菌NMXDYY003、乳杆菌NMXDYB022平均细菌数分别为（1.29±0.05）×1011 cfu/mL、（3.90±0.20）×109cfu/mL、（2.66±0.06）×108cfu/mL。（4）复合微生物制剂作为饲料添加剂饲喂仔猪,按2:3:5的比例均匀混合,观察对猪生长性能的影响。结果表明:第30d平均日增重、平均日采食量、肉料比中,1%添加量组、2%添加量组、3%添加量组与正常组相比均差异显着（P<0.05）,1%添加量组、3%添加量组与2%添加量组相比均差异显着（P<0.05）。结论:（1）芽孢杆菌NMXDYB021和酵母菌NMXDYY003简易培养基大豆粉含量分别为1.2%和2.25%,玉米粉含量分别为1%和1.2%。（2）简易培养基摇床发酵、二级发酵细菌数比正常培养基细菌数减少,最适吸附比例为1:4。（3）复合微生物制剂2%添加量对仔猪的生长性能显着提高。
李雪[5]（2019）在《微生态菌对养渔水体水质及微生物群落结构的影响》文中研究说明集约化淡水养殖业的发展,导致养殖水体氮、磷的含量累积,易引发富营养化,破坏养殖水体生态系统平衡。且氨氮,特别是亚硝态氮可对水产养殖生物产生潜在毒性,给养殖业带来巨大的经济损失,因此,养殖水体中氨氮、亚硝态氮、磷等被广泛关注。为了寻找对养殖水体降解效果更好的菌株,本实验研究枯草芽孢杆菌（Bacillus Subtilis）BS、凝结芽孢杆菌（Bacillus Coagulans）BC、巨大芽孢杆菌（Bacillus megaterium）A0及其不同组合A0+BC+BS（M）、A0+BC、A0+BS、BC+BS（按等体积复合）对养渔水体氨氮、亚硝态氮、硝态氮、总磷的降解效果,实验进行15d,投加菌量为1.5‰（2.0×108cfu/mL）,结果表明:A0能显着降低氨氮、硝态氮、总磷（p<0.005）;BS对亚硝态氮降解效果显着（p<0.005）。与A0相比,A0+BC对氨氮、硝态氮降解效果更显着（p<0.005）,第7d氨氮去除率为75.7%,且含量始终显着低于对照,第13d硝态氮去除率为27.8%,表明A0与BC的复合对于氨氮与硝态氮的去除表现出相互促进作用;与BS、A0相比,A0+BS对亚硝态氮、总磷降解效果最优（p<0.005）,第15d亚硝态氮去除率为93.4%,第7d总磷去除率为76%,且含量始终显着低于对照,说明BS与A0复合对于亚硝态氮与总磷的去除表现出协同作用。综上所述,A0+BC对氨氮、硝态氮降解效果最优;A0+BS对亚硝态氮、总磷降解效果最优,且两种菌复合的菌种降解效果明显优于单一菌种及三种菌复合的菌种。为了探究最佳复合菌种A0+BC、A0+BS对养渔水体N、P的作用机理及微生态环境的影响,采用高通量测序法研究了养渔水体微生物群落结构动态变化,结果表明:复合菌种A0+BC、A0+BS的水样微生物菌群多样性增加,且A0+BS的多样性高于A0+BC;与水样CK相比,A0+BC、A0+BS水样中厚壁菌门消失（Firmicutes）,放线细菌门（Actinetobacteria）出现,变形菌门（Proteobacteria）增加,拟杆菌门（Bacteroidetes）减少。从纲的分类水平分析,与水样CK相比,A0+BC、A0+BS水体中α-变形菌（Alphaproteobacteria）、γ-变形菌（Gammaproteobacteria）、β-变形菌（Betaproteobacteria）为优势菌,且所占比例增加,与A0+BC、A0+BS菌在很大程度上去除氨氮、硝态氮、亚硝态氮有关。在属的分类水平上,养渔水体微生物群落多样性高,与水样CK相比,A0+BC、A0+BS水样中赖氨酸芽孢杆菌属（Lysinibacillus）消失,丛毛单胞菌属（Comamonas）、寡养单胞菌属（Stenotrophomonas）增加,其促进了养渔水体中氮的降解。另外,A0+BC水样中其他优势菌假单胞菌属（Pseudomonas）为反硝化类型,促进了硝态氮的降解,A0+BS水样中其他优势菌为硝化杆菌属（Bosea）,促进了亚硝态氮的去除。由于复合菌种A0+BS对亚硝态氮和总磷降解效果最优,且增加了养渔水体的微生物多样性,在一定程度上抑制致病菌。另外,根据微生物肥料生物安全通用技术准则（NY1109-2006）中的菌种安全分级目录,二者均属于免作毒理学试验的菌种,确保了二者的安全性。最终推选A0+BS作为可应用到淡水养渔中的高效复合菌剂。综合经济效益和环境效益,建议菌剂投加间隔周期为13d-15d。
田雅洁[6]（2018）在《水产硝化菌的优选及其净化水体有害氮素的效果分析》文中认为氨氮和亚硝酸盐容易在集约化养殖水体中大量积累,致使水质恶化,严重危害养殖水产动物的健康生长。因此,有效调控水体中氨氮和亚硝酸盐等有害氮素的含量是养殖水处理的关键环节。当前,去除养殖水体有害氮素的方法主要有物理、化学和生物法等,其中利用微生物技术来调控有害氮素已成为该领域的热点研究方向。目前该领域的研究主要集中于微生物制剂、生物絮凝技术、循环水系统、生物滤池、生物转盘、生物转筒、固定化微生物等,其中微生物制剂因其使用方便,安全无毒,应用效果显着,得到了水产养殖业界的广泛认可。硝化菌是能够高效去除氨氮和亚硝酸盐的一类微生物,然而其存在生长繁殖缓慢,对环境敏感等问题,实际应用时发现大多硝化菌对有害氮素的去除效果不佳、功能稳定性差,尚待进一步研究。本实验室前期从对虾集约化养殖水体中获得了土着硝化菌群,并从中分离筛选了XH1和XH2两株菌。本研究首先以单因素实验方法明确盐度、pH、温度、溶氧等环境因子对以上两株菌的氨氮去除效果和生长特性的影响,优选出环境适应性和氨氮去除效果更佳的菌株。然后,将优选菌株、沼泽红假单胞菌、干酪乳杆菌及上述硝化菌群以单独和不同配伍组合的方式分别置于养殖水体营养环境下进行培养,分析它们对氨氮和亚硝酸盐的去除效果及生长特性。进而可为后续进一步研发硝化功能高效稳定的水产硝化菌制剂产品提供参考与支持。研究结果如下:1、菌株XH1对盐度、pH、温度等主要环境因子具有良好的适应性。其在盐度545、pH 6.09.0、1545℃及通气量12 L/min的条件下生长良好,菌量最高可达2.34×109 cells/mL;在盐度535、pH6.09.0、1530℃、通气量1 L/min的条件下,其对氨氮的去除效果显着（P<0.05）,在第13 d对培养液中氨氮的最高去除率可达8697%,但培养液中的氨氮浓度呈先降后升的趋势。菌株XH1对亚硝酸盐的去除效果不明显。经鉴定该菌株为硫氧化柠檬胞菌（Citreicella thiooxidans）。2、菌株XH2在盐度545、pH 6.09.0、1545℃及通气量12 L/min的条件下生长良好,菌量最高可达1.03×109 cells/mL;在盐度2545、pH 6.09.0、1530℃、通气量12 L/min的条件下,菌株对氨氮的去除效果显着（P<0.05）,在第13 d对培养液中氨氮的最高去除率可达90100%,此后培养液中的氨氮浓度始终维持在较低水平,其对各实验组中的亚硝酸盐氮浓度无明显影响。经鉴定该菌株为玫瑰红红球菌（Rhodococcus rhodochrous）。研究结果表明,该菌株具有良好的环境适应性,且比菌株XH1的氨氮去除效果更优且更稳定,可作为养殖池塘水体氨氮防控菌剂产品研发的备选菌株。故将其定为优选菌株用于后续相关实验。3、硝化菌群组对氨氮和亚硝酸盐的去除效果显着且稳定性好,菌株XH2组对氨氮的去除效果及稳定性略次于硝化菌群组,而沼泽红假单胞菌组与干酪乳杆菌组则对氨氮和亚硝酸盐无明显去除效果。配伍实验过程中,将菌株XH2和沼泽红假单胞菌分别添加至硝化菌群中能明显提升氨氮的去除效率,且效果稳定,其中又以菌株XH2配伍组的效果更优。相较而言,干酪乳杆菌则在一定程度上抑制了硝化菌群对氨氮和亚硝酸盐的去除功能。因此,将菌株XH2或沼泽红假单胞菌与硝化菌群配伍使用更有助于强化后者的应用效果。另外,转接的硝化菌群在水体中的比例较小时,其将氨氮和亚硝酸盐去除至较低水平的时间变长,并且它的氨氮去除效果明显减弱,而其亚硝酸盐去除效果受到的影响较小。
郑侠飞[7]（2017）在《微生物制剂和碳源对水产养殖环境的影响及作用机制》文中研究指明通过微生物操纵改善养殖环境是近十多年来水产养殖研究的热点。目前水产养殖生产中采用的微生物调控手段包括添加外源微生物（微生物制剂）或外源营养（碳）。有关微生物制剂改善养殖水质的效果,特别是降解无机氮的方面的作用尚存在分歧,原因之一是对微生物制剂影响环境的作用途径缺乏了解。添加微生物制剂不仅增加外源微生物,同时增加了有机碳,其对水环境的影响究竟是通过外源微生物在环境中定植、生长和相应的功能表达,还是通过改变原有微生物群落和功能?回答这一问题有助于正确评价微生物制剂改善水产养殖环境的作用。本研究利用原位实验系统探讨了添加微生物制剂和碳源对鱼类混养系统和蚌鱼综合养殖系统中土着细菌、浮游植物群落以及水中无机氮转化的影响,并分析了微生物制剂和碳源对养殖环境的交互影响。主要研究结果如下:1)采用 16S rDNA 测序分析 了青鱼（Mylopharyngodonpiceus）、加州鲈（Micropterussalmoides）、黄颡鱼（Pelteobagrusfulvidraco）、三角帆蚌（HHyriopsis cumingii）养殖池塘中的细菌多样性。从12个池塘水体和底泥中分别获得了 3701和11150个OTU。底泥中的OTU数目、ACE指数、Chao1指数、香农多样性指数均高于水层,表明底泥细菌的多样性和稳定性高于水层;水体中细菌优势门为Proteobacteria、Actinobacteria、Bacteroidetes,包括 26 个优势属,底泥中细菌优势门为 Proteobacteria、Chloroflexi、Bacteroidetes、Acidobacteria、Nitrospirae,包括25个优势属。不同类型养殖池塘细菌组成在门水平上相似,在属水平上表现出较大的差异。池塘中细菌群落与水体硬度、氨氮、总氮显着相关。青鱼、加州鲈、黄颡鱼池塘中的氨氧化细菌（Nitrosomonadaceaeuncultured）相对丰度高于三角帆蚌池塘中,但池塘中氨氮浓度高于后者;青鱼、加州鲈、黄颡鱼池塘中的亚硝酸盐氧化细菌（Nitrospinaceaeuncultured）相对丰度高于三角帆蚌池塘中,但池塘中亚硝氮浓度高于后者。上述结果表明养殖种类和管理方式对养殖池塘细菌多样性具有显着的影响。2)通过80天的池塘原位实验评价诺碧清生物氨硝净、碧沃丰生物BZT清污、华元谷纳豆芽孢杆菌、EM微生物环境改良剂四种商业微生物制剂对三角帆蚌,草鱼（Ctenopharangodon idellus）和鲫鱼（Carassius gibelio）综合养殖系统产量和水质的影响。添加微生物制剂后蚌产量下降,对鱼产量无显着影响,对水质无明显的改善作用,但影响水体中细菌和浮游植物群落。水中细菌主要以Actinobacteria,Chlorobi,Verrucomicrobia,Proteobacteria 为主。总氮、总磷、CODMn、蓝藻生物量对细菌群落具有显着影响。上述结果表明微生物制剂对改善蚌鱼综合养殖的效果不明显。3)通过30天室外水槽实验评价了碳氮比（6,8,10,12,14）对三角帆蚌、草鱼、鲫鱼和鲢（Hypophthalmichthys molitrix）综合养殖系统水质和细菌群落的影响。实验期间,每天投喂鲫鱼配合饲料。第0天、10天、20天、30天采样分析水质指标,第30天采集水体和底泥样品分析细菌群落。实验中总氮、总磷、总有机碳逐渐积累。氨氮和亚硝氮随着碳氮比升高而降低。水体和底泥中的细菌群落无论在门还是属的水平上均随着碳氮比升高而改变,导致水体和底泥中细菌群落明显变化的碳氮比分别是10和12。碳氮比升高有利于潜在益生菌和致病菌的生长。高碳氮比提高了水体和底泥细菌中化能异养和碳水化合物降解功能团的相对丰度,降低了硝化和反硝化功能团的相对丰度。上述结果表明添加外源碳改变水中碳氮比可显着影响蚌鱼综合养殖系统中的细菌群落和水质。4)比较了添加碳源、添加微生物制剂、联合添加碳源和微生物制剂对鱼类混养系统环境和细菌群落的影响。实验利用设在养殖池塘中的2000 L原位水槽进行,每个水槽中放养2尾草鱼、2尾鲫、1尾鲢。每天投喂配合饲料。当实验进行到40天时将水槽分为四组,一组作为空白对照,一组每6天添加葡萄糖60 g,一组每6天添加诺碧清净水剂和氨硝净各2 g,一组每6天添加葡萄糖60 g、诺碧清净水剂和氨硝净各2g。实验结果表明:添加碳源能显着降低氨氮、亚硝酸盐、硝酸盐,添加微生物制剂不能降低无机氮,添加碳源和微生物制剂对降低无机氮无协同作用。添加处理前后,各处理组中无论在门或属水平上的优势种均未发生变化。碳源和微生物制剂影响Bacillus和hgclclade属细菌的相对丰度且两者存在交互效应。5)分析了蚌鱼综合养殖池塘中铜绿微囊藻（Microcystisaeruginosa）和血红裸藻（Euglena sanguinea）水华中大型聚集物（直径>10μm）结合细菌、小型聚集物（直径1-10 μm）结合细菌、浮游细菌（直径0.22-1 μm）。两种水华中优势细菌门为Proteobacteria和Bacteroidetes,而Actinobacteria门细菌的相对丰度在两种水华水体中都有所降低。Gemmatimonadetes门细菌主要集中在大型聚集物上,Bacteroidetes门细菌主要集中在小型聚集物上,CandidatedivisionTM7门细菌主要聚集在浮游细菌群落中。蓝藻水华中细菌优势种为Chlorobi,Chloroflexi,Fusobacteria门细菌;裸藻水华中细菌优势种为Deinococcus-Thermus门细菌。化能异养功能团主要集中在小型聚集物上和浮游细菌中,而需氧氨氧化,硝化反应、人体疾病相关功能团主要集中在蓝藻水华中大型聚集物上。上述结果表明藻际环境提供了不同的细菌生态位,不同的细菌表现出功能分化。不同浮游植物种类水华中存在各自的特异性细菌群落。6)在单种培养小球藻（Chlorellla variabilis）中添加微生物制剂诺碧清（两株活性菌种为Bacilluslicheniformis和Bacillus sp.）,在有光照和无光照的情况下分别监测初级生产力和群落呼吸。结果表明添加外源细菌后显着提高小球藻初级生产力和群落呼吸,增加了小球藻丰度和藻液中细菌丰度,但对小球藻藻液中细菌群落未产生显着影响。该研究表明外源细菌可以通过提高小球藻初级生产力和细菌丰度改善水质,但未改变细菌群落组成。7)分析了外源碳调控鱼类混养系统中无机氮途径及浮游植物和细菌对无机氮转化的作用。利用2000 L聚乙烯水槽构建中型混养实验系统,每个水槽中放养1公斤草鱼,3条鲫,1条鲤鱼（Cyprinus carpio）,1条鲢。每天投喂配合饲料。实验进行30天后,按照氨氮与外源碳1:3和1:6的比例设低碳源组和高碳源组,另设一组空白对照。实验结果表明,对照组、低碳源组、高碳源组中氨氮均显着下降,对照组中以硝化作用为主,低碳组中兼有硝化作用和同化作用,高碳组中以同化作用占主导。低碳组中细菌群落内差异程度显着低于对照组和高碳组的组内细菌群落差异。细菌Chloroflexi门及其门下的Roseifexus属相对丰度随着碳源增加而增加。此外,利用500mL蓝盖玻璃瓶构建原位微型实验系统。一组不添加任何东西作为空白对照;一组按氨氮:外源碳=1:6添加碳源;一组先将浮游植物过滤后再添加碳源;一组添加碳源同时添加抗生素抑制细菌生长。实验结果表明,碳源丰富情况下细菌和浮游植物对氨氮存在竞争关系,细菌同化作用不但能利用氨氮还能利用亚硝酸盐和硝酸盐,浮游植物同化作用以氨氮为主,细菌同化作用很大程度上被浮游植物抑制。在碳源丰富的情况下细菌Proteobacteria门存在着竞争优势,而细菌Bacteroidetes和Spirochaetae门存在竞争劣势。碳源丰富情况下,Planctomycetes、Acidobacteria、Firmicutes门细菌的生长受浮游植物抑制。8)通过两个原位实验研究了碳源和两种微生物制剂（诺碧清氨硝净和诺碧清净水剂）对养殖环境中氨氮转化的影响。实验一中设5组处理,一组为空白对照;一组添加碳源;一组添加异养菌剂;一组添加硝化菌剂;一组同时添加碳源和异养菌剂;一组同时添加碳源和硝化菌剂。实验结果表明:各组氨氮均有下降,但途径有所不同。对照组氨氮转化成了亚硝酸盐和硝酸盐,硝化作用占主导;碳源组只有一部分氨氮转化为亚硝酸盐;微生物制剂组以及微生物制剂和碳源的联合组中氨氮下降后亚硝酸盐和硝酸盐不仅未增加,反而出现下降,碳源和微生物制剂存在交互效应,此时同化作用占主导。硝化菌剂只在第二天时候表现出硝化功能,其余时间都被同化作用抑制。细菌丰度变化显示两组微生物制剂组中以及微生物制剂和碳源联合添加组中细菌数量显着增加,碳源和微生物制剂对细菌数量存在交互效应。实验二中比较了灭菌失活后硝化菌剂和未失活硝化菌剂对无机氮转化的影响。结果表明:灭菌和未灭菌组中无机碳和有机碳均明显上升,两组中无机氮的转化趋势一致,氨氮和亚硝酸盐均未下降,硝酸盐显着下降。上述结果表明微生物制剂影响环境中无机氮转化的原因可能是其具有碳源的作用,而碳源效应与环境背景紧密相关。根据本研究结果,得出如下结论:1)在三角帆蚌,草鱼和鲫鱼综合养殖系统中添加诺碧清生物氨硝净、碧沃丰生物BZT清污、华元谷纳豆芽孢杆菌、EM微生物环境改良剂等四种商业微生物制剂不会明显改善养殖产量和水质。2)在三角帆蚌、草鱼、鲫鱼和鲢综合养殖以及草鱼,鲫,鲤鱼和鲢混养系统中添加碳源可在一定程度上改善养殖水质,并且随着碳氮比变化养殖水体和底泥中细菌群落发生明显的变化。3)将硝化菌剂灭菌后其功能与未灭菌的作用无明显变化,表明添加微生物制剂影响环境中无机氮转化的原因可能是其本身发挥了碳源的作用。
白瑞,胡阳,雷振宇,王晓雪,杨茗,黄瑶瑶[8]（2017）在《复合微生物制剂在环保领域中的应用》文中认为总结了复合微生物制剂在土壤修复、水体污染治理和生物除臭等方面环境保护领域中的研究及应用,对存在的问题进行了简单分析,并展望了其环保领域的应用前景。
刘亮[9]（2017）在《功能型微生物制剂去除水体重金属及其相互作用机制研究》文中指出在水体重金属污染日益严重的形势下,寻求一种发展成本低、设备运行简单、重金属去除效率高的水处理技术成为一项迫在眉睫的任务。由于微生物处理法较传统的物理化学法具有投资小、运行费用低等显着优点,被广泛用于重金属去除的研究中。但同时也存在着微生物细胞较小、易流失,很难与水溶液分离以及易造成二次污染等缺点,再加上废水中的重金属离子在一定程度上对微生物有毒害作用,导致微生物失去活性,去除效率降低。所以,如何提高微生物处理法对重金属的处理效率,成为该处理技术应用的关键。菌种固定化技术由于保持了微生物较强的活性、较强的稳定性及具有易于分离回收利用等优点,成为一种理想的选择。此外,在微生物处理技术对重金属的解毒中,微生物的新陈代谢起关键作用。因此,本文以环境领域常见的对重金属有良好去除效果的白腐真菌、枯草芽孢杆菌及铜绿假单胞菌等微生物为研究对象,探讨生物吸附剂在重金属去除中的性能,并从微生物的新陈代谢出发,深入探讨微生物的新陈代谢及其对抗污染物胁迫的调控机制。最后,通过研究重金属-有机物复合污染废水中各成分的相互影响,以及表面活性剂在重金属解毒机制中的作用,来寻求一种提高微生物处理重金属废水效率的方法。本文主要的研究工作及成果主要包括以下5个方面:第一部分是以壳聚糖包埋活性炭与黄孢原毛平革菌制备的固定化生物吸附剂对Pb（Ⅱ）的吸附及其机理研究。首先采用壳聚糖包埋活性炭与黄孢原毛平革菌制成固定化小球,再将其应用于铅污染废水的处理中,并考察了不同pH、吸附时间、重金属离子初始浓度3个条件对吸附效率的影响,最后探讨了吸附机理及该生物吸附剂的重复利用性。结果表明:（1）该生物吸附剂处理的最佳pH值为5,吸附平衡时间为4 h,最大吸附量为167.36 mg/g;（2）吸附等温线符合Langmuir模型,说明该生物吸附剂表面均一,对Pb（Ⅱ）的吸附是单层吸附;（3）该生物吸附剂对Pb（Ⅱ）的吸附符合准一级反应动力学模型,内传质阻力是吸附速率的限制因素:（4）该吸附剂的吸附效率受其他共存离子的影响;（5）该吸附剂重复利用率高,在5次循环使用后,吸附效率仅降低了 6.13%。第二部分是以海藻酸钠包埋黄孢原毛平革菌和Fe3O4纳米粒子制备成的磁性生物吸附剂对Cu（Ⅱ）和Pb（Ⅱ）的竞争性吸附研究。主要研究了磁性生物吸附剂的活性及pH值、吸附时间对Pb（Ⅱ）、Cu（Ⅱ）单、双组分重金属离子吸附效果的影响。结果发现:（1）该磁性生物吸附剂不仅具有较强的磁化强度,而且与游离的黄孢原毛平革菌相比,新陈代谢不仅没有受到抑制,反而有所促进;（2）该磁性生物吸附剂对Pb（Ⅱ）、Cu（Ⅱ）单、双组分四种组分溶液处理的最佳pH值均为5,吸附平衡时间为4h:（3）实验数据能与Langmuir等温吸附线模型很好地拟合,这说明磁性生物吸附剂对Pb（Ⅱ）、Cu（Ⅱ）单、双组分重金属离子的吸附为单层吸附;（4）动力学研究显示,化学吸附是吸附速率的限制因素,该磁性生物吸附剂对单、双组分Pb（Ⅱ）、Cu（Ⅱ）的吸附符合准二级反应动力学模型。第三部分是以重金属铅和镉胁迫下的黄孢原毛平革菌为主要研究对象,探讨重金属对菌体细胞内外新陈代谢的影响,从而揭示黄孢原毛平革菌细胞对重金属的解毒机制。结果发现,重金属离子对黄孢原毛平革菌的胞内和胞外代谢都有一定的影响:（1）黄孢原毛平革菌的胞内活性氧自由基随着镉胁迫浓度和时间的增加而减小;丙二醛（MDA）的量在8 h时达到最大值（9 μmol/g）,在24 h时达到最小值（0.6 μmol/g）;胞内蛋白质的量也是先增加后减小的趋势;在短时间胁迫下（2h）,超氧化物歧化酶（SOD）活性与镉离子浓度成正比,但当胁迫时间增大到8h时,较高浓度的胁迫反而降低了 SOD活性;低浓度或者短时间的镉胁迫刺激了过氧化氢酶（CAT）的产生并呈现较高的酶活性,但增加浓度或接触时间,CAT活性降低,这说明Cd（Ⅱ）对于黄孢原毛平革菌的作用不是简单的抑制作用,而是既激发也抑制;随着Cd（Ⅱ）胁迫时间及浓度的增加,氧化型谷胱甘肽（GSSG）浓度增加的趋势比还原型谷胱甘肽（GSH）增加的趋势更加明显:（2）培养液和胞外聚合物（EPS）中,糖类浓度先减小,后趋于平衡;蛋白质浓度呈现出先增大后减小的趋势;在0-0.8 mMCd（Ⅱ）浓度范围内,Cd（Ⅱ）浓度越高其促进草酸分泌作用越显着,但当Cd（Ⅱ）浓度超过1.0 mM时,会严重抑制草酸的分泌,且Cd（Ⅱ）浓度越高其抑制草酸分泌作用越明显。第四部分是以多环芳烃降解菌枯草芽孢杆菌为研究对象,在研究不同浓度的Cd（Ⅱ）、不同的pH对降解菌降解能力影响的基础上,通过实验研究Cd（Ⅱ）对降解菌细胞膜蛋白和多糖含量的影响、Cd（Ⅱ）对细胞膜内外芘含量的影响,初步探讨Cd（Ⅱ）对芘在枯草芽孢杆菌上降解的影响。结果发现:（1）枯草芽孢杆菌对芘降解的最佳pH值为8:（2）Cd（Ⅱ）对枯草芽孢杆菌降解芘产生了一定的抑制作用,随着Cd（Ⅱ）浓度增大,枯草芽孢杆菌降解芘的能力逐渐变弱;（3）Cd（Ⅱ）的存在会使枯草芽孢杆菌细胞膜上的蛋白质和多糖含量降低;（4）胞内芘的浓度随着培养基中Cd（Ⅱ）浓度的增大呈现先增大,后减少的趋势,而细胞膜上芘的浓度随着培养基中Cd（Ⅱ）浓度的增大呈现先减小,后增大的趋势,所以,Cd（Ⅱ）对芘在枯草芽孢杆菌上的跨膜过程具有抑制作用,当Cd（Ⅱ）浓度为20mg/L时,其对芘在枯草芽孢杆菌上的跨膜过程具有最强的抑制作用。第五部分采用铜绿假单胞杆菌作为Cr（Ⅵ）的高效还原菌,通过分析不同表面活性剂对Cr（Ⅵ）的还原情况,研究了阴离子生物表面活性剂二鼠李糖脂（diRL）、阳离子化学表面活性剂十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）和非离子化学表面活性剂曲拉通X-100（Triton X-100）对铜绿假单胞杆菌修复Cr（Ⅵ）的影响,探索了铜绿假单胞杆菌、表面活性剂以及Cr（Ⅵ）的相互作用,以便为表面活性剂应用于含铬废水的处理提供理论依据。结果发现:（1）diRL能被铜绿假单胞菌吸收并作为碳源,从而进行生长代谢活动,有利于还原Cr（Ⅵ）,而CTAB由于能电离出阳离子干扰基团影响铜绿假单胞菌表面的活性,抑制了对Cr（Ⅵ）的还原,Triton X-100对Cr（Ⅵ）的还原没太大影响;（2）铜绿假单胞菌对Cr（Ⅵ）的还原更适宜在碱性条件下进行,且溶液pH值越大,对Cr（Ⅵ）的还原率越大;（3）diRL能够促进降解菌的分散性,CTAB的效果则相反,Triton X-100对菌体的zeta电位没有影响;（4）随着接触时间的增加,Cr（Ⅵ）还原效率逐渐降低,但微生物接种含量的增加,促进了其对Cr（Ⅵ）的还原效率,当菌种接种量从0.5%增加到8%时,Cr（Ⅵ）的去除率从17%上升到62.5%;（5）阳离子Cu（Ⅱ）促进了铜绿假单胞菌对Cr（Ⅵ）的还原,而Zn（Ⅱ）抑制菌体对Cr（Ⅵ）的还原,阴离子NO3-和SO42-几乎不影响Cr（Ⅵ）的还原。本文在一定程度上揭示了微生物与重金属离子相互作用的机制,并分析了其在处理重金属废水时效率低下的原因,也摸索出了最佳的处理工艺参数,并通过微生物固定技术,提高了重复利用性,最后通过添加表面活性剂来提高废水的处理效果,这对于提高微生物处理技术在重金属污染水体中的高效利用有一定的指导意义。
韦能春,刘昊,陈凡立,蒋文强[10]（2016）在《高效复合微生物制剂强化活性污泥法在农化废水脱氮处理中的应用研究》文中进行了进一步梳理本文主要研究了高效复合微生物制剂强化活性污泥法在农化废水脱氮处理中的应用研究,经实验小试验证,并在京博农化科技股份有限公司污水系统的中试试验研究,结果表明:在活性污泥中投加高效复合微生物制剂对废水氨氮去除率明显高于未投加菌种的系统。同时小试结果得到高效复合微生物制剂强化活性污泥的最佳实验条件为,一次投加量控制在1‰,效果较好。经过长时间现场污水系统进行中试试验运行分析,投加高效复合微生物制剂调试后系统中氨氮平均含量低于6 mg/L;并且在进水有较大波动的情况下仍可保持稳定低水平,说明高效复合微生物制剂的投加对于提高系统的氨氮降解能力效果显着。
二、复合微生物制剂在环境保护中的应用（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、复合微生物制剂在环境保护中的应用（论文提纲范文）
（1）凡纳滨对虾幼体肠道菌群演替及几种益生菌的育苗效果（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 凡纳滨对虾养殖现状 |
| 1.2 凡纳滨对虾育苗现状 |
| 1.2.1 对虾种苗现状 |
| 1.2.2 对虾育苗期病害 |
| 1.3 益生菌在水产养殖中的应用 |
| 1.3.1 水产益生菌概况 |
| 1.3.2 水产养殖常用益生菌 |
| 1.4 凡纳滨对虾肠道菌群研究 |
| 1.4.1 对虾肠道菌群研究进展 |
| 1.4.2 对虾肠道菌群结构和功能 |
| 1.4.3 对虾肠道菌群研究方法 |
| 1.5 本研究目的和意义 |
| 2 凡纳滨对虾幼体肠道菌群特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 工厂化育苗与样品采集 |
| 2.2.2 试验性育苗与样品采集 |
| 2.2.3 幼体肠道菌群DNA提取 |
| 2.2.4 16SrRNA基因扩增和高通量测序 |
| 2.2.5 高通量测序数据分析 |
| 2.2.6 统计分析 |
| 2.3 结果和分析 |
| 2.3.1 幼体肠道菌群多样性 |
| 2.3.2 幼体肠道菌群优势门 |
| 2.3.3 幼体肠道菌群优势科 |
| 2.3.4 幼体肠道菌群优势OTU聚类分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 对虾幼体肠道菌群多样性及演替 |
| 2.4.2 对虾幼体肠道优势菌群结构 |
| 2.5 小结 |
| 3 芽孢杆菌对凡纳滨对虾幼体荧光弧菌病的防控效果 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 菌株和培养基 |
| 3.2.2 细菌培养和细胞制备 |
| 3.2.3 对虾幼体、海水与饵料 |
| 3.2.4 细菌培养和细胞制备 |
| 3.2.5 水质分析 |
| 3.2.6 幼体分析 |
| 3.2.7 统计分析 |
| 3.3 结果和分析 |
| 3.3.1 芽孢杆菌对幼体荧光病发病程度影响 |
| 3.3.2 芽孢杆菌对幼体存活影响 |
| 3.3.3 芽孢杆菌对水质影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 4 蜡样芽孢杆菌对凡纳滨对虾育苗效果及对水体与虾肠菌群影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 菌株、培养基与细菌培养制备 |
| 4.2.2 对虾育苗与后续养殖试验 |
| 4.2.3 样品采集 |
| 4.2.4 样品处理与水质分析 |
| 4.2.5 水体菌群与肠道菌群DNA提取 |
| 4.2.6 16S rRNA基因PCR扩增与高通量测序 |
| 4.2.7 高通量测序数据分析 |
| 4.2.8 统计分析 |
| 4.3 结果和分析 |
| 4.3.1 zou8对育苗水化因子影响 |
| 4.3.2 zou8对幼体和幼虾生长存活影响 |
| 4.3.3 对虾育苗水体菌群多样性 |
| 4.3.4 对虾肠道菌群多样性 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 蜡样芽孢杆菌对育苗水化因子影响 |
| 4.4.2 蜡样芽孢杆菌对幼体及后续养殖幼虾影响 |
| 4.4.3 蜡样芽孢杆菌对育苗水体菌群影响 |
| 4.4.4 蜡样芽孢杆菌对对虾肠道菌群影响 |
| 4.5 小结 |
| 5 四种微生物制剂对凡纳滨对虾育苗水质及仔虾存活影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 微生物制剂 |
| 5.2.2 菌含量检测 |
| 5.2.3 菌种鉴定 |
| 5.2.4 育苗试验和水化分析 |
| 5.2.5 数据处理 |
| 5.3 结果和分析 |
| 5.3.1 微生物制剂活菌含量 |
| 5.3.2 菌种鉴定结果 |
| 5.3.3 微生物制剂对育苗水质影响 |
| 5.3.4 微生物制剂对仔虾生长和存活影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 水产微生物制剂质量 |
| 5.4.2 芽孢杆菌和乳酸菌对对虾育苗水质影响 |
| 5.4.3 芽孢杆菌和乳酸菌对幼体和仔虾生长影响 |
| 5.5 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 导师简介 |
（2）不产氧光合细菌氮代谢新途径的挖掘与环境调控机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 海水养殖水体氮污染 |
| 1.1.1 海水养殖水体氮污染现状 |
| 1.1.2 海水养殖水体脱氮技术 |
| 1.1.3 微生态制剂在养殖水体中的应用 |
| 1.1.4 微生物氮循环与氮污染治理 |
| 1.1.5 海水养殖水体中的微生态制剂 |
| 1.2 微生物的氮循环途径 |
| 1.2.1 微生物驱动的氮循环 |
| 1.2.2 氮循环途径的新认识 |
| 1.3 氮循环途径调控 |
| 1.3.1 植物和真菌氮代谢调控 |
| 1.3.2 原核微生物氮代谢的调控 |
| 1.3.3 氮循环与碳、硫循环的耦联 |
| 1.4 不产氧光合细菌 |
| 1.4.1 不产氧光合细菌的氮循环 |
| 1.4.2 不产氧光合细菌的生物脱氮 |
| 1.5 课题研究思路及主要研究内容 |
| 1.6 本文创新点 |
| 第2章 基于APB基因组水平的氮循环及CNS耦联机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 基因组获取 |
| 2.2.2 系统发育树的构建 |
| 2.2.3 基因组可变区与保守区的比较分析 |
| 2.2.4 核心基因组、泛基因组和独特基因组的比较分析 |
| 2.2.5 基因岛预测 |
| 2.2.6 氮循环、硫循环与环境适应性分析 |
| 2.2.7 碳、硫、氮代谢途径耦联关系的基因富集分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 紫细菌全基因组特征分析 |
| 2.3.2 紫细菌系统发育和进化分析 |
| 2.3.3 紫细菌全基因组比较分析 |
| 2.3.4 基因富集分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 紫细菌的进化关系 |
| 2.4.2 紫细菌的氮硫代谢途径和耐盐分析 |
| 2.4.3 YL28菌株环境适应性分子机制 |
| 2.4.4 紫硫细菌氮硫代谢耦联机制分析 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 APB氮代谢新功能基因验证 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料 |
| 3.2.2 培养基及培养条件 |
| 3.2.3 生物信息学分析关键酶 |
| 3.2.4 酶基因的异源表达 |
| 3.2.5 体外酶活测定 |
| 3.2.6 pH、温度对酶活的影响 |
| 3.2.8 温度稳定性测定 |
| 3.2.9 非Amo依赖的氨氧化途径验证实验设计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 氮循环的关键酶基因的预测与分析 |
| 3.3.2 关键酶理化特性预测分析 |
| 3.3.3 关键酶的系统发育分析 |
| 3.3.4 关键酶结构模型保守性比对分析 |
| 3.3.5 基因组DNA和质粒载体的检测 |
| 3.3.6 目的基因的检测 |
| 3.3.7 3个重组菌E.coli(nrf A/nir A/hcp)的构建与鉴定 |
| 3.3.8 重组蛋白的鉴定 |
| 3.3.9 重组酶的体外酶活测定及酶学性质的研究 |
| 3.3.10 非氨单加氧酶依赖的氨氧化及羟胺还原途径的挖掘 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 M.gracile YL28 氮循环的调控机制探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 研究材料 |
| 4.2.2 主要试剂和仪器 |
| 4.2.3 培养基、试剂配制 |
| 4.2.4 qPCR样品处理 |
| 4.2.5 基因定量分析方法 |
| 4.2.6 不同组合无机氮源对YL28无机氮脱除影响 |
| 4.2.7 不同碳氮硫体系对YL28脱氮除硫能力的影响 |
| 4.2.8 无机氮、硫酸根及乙酸的测定 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 氮源组合对YL28脱氮能力的影响 |
| 4.3.2 碳、氮、硫复合体系对YL28代谢能力的影响 |
| 4.3.3 引物特异性验证及RNA提取结果 |
| 4.3.4 培养基及培养条件 |
| 4.3.5 复合氮源对氮代谢途径基因表达影响 |
| 4.3.6 光、氧及硝氮对氮代谢途径基因表达影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 M.gracile YL28 对养殖水体氮调控能力评估 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 材料 |
| 5.2.2 主要试剂与仪器 |
| 5.2.4 YL28对ICR小鼠与海水养殖水体青鳉毒性试验 |
| 5.2.5 无机三氮的测定 |
| 5.2.6 室内对虾养殖水体无机氮的脱除 |
| 5.2.7 对虾大田养殖水体无机氮脱除 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 M.gracile YL28 急性毒性评价 |
| 5.3.2 M.gracile YL28 室内养殖体系的脱氮效果分析 |
| 5.3.3 M.gracile YL28 大田养殖的脱氮效果分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文和研究成果 |
（3）益生菌在高位池养殖水质管理中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 海水养殖产业现状 |
| 1.1.2 海水养殖废水水质特征 |
| 1.1.3 海水养殖废水的危害 |
| 1.2 海水养殖水体处理技术 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 益生菌在水产养殖中的应用 |
| 1.3.1 益生菌在水产养殖中的作用 |
| 1.3.2 益生菌的来源 |
| 1.3.3 益生菌的应用 |
| 1.4 微生物固定化技术 |
| 1.4.1 吸附法 |
| 1.4.2 交联法 |
| 1.4.3 包埋法 |
| 1.5 研究目的、内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究目的与内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究所需的仪器和试剂 |
| 2.1.1 试验仪器 |
| 2.1.2 试验试剂与材料 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.2.1 东寨港海水养殖微生物多样性 |
| 2.2.2 海南省高位池主要污染物降解菌的分离水样的 |
| 2.3 海水养殖废水直排对邻近海域微生物多样性影响 |
| 2.3.1 海水理化性质的测定 |
| 2.3.2 DNA提取和测序 |
| 2.3.3 16S基因序列分析 |
| 2.4 高位池主要污染物去除菌的富集驯化和分离筛选 |
| 2.4.1 培养基及模拟海水养殖废水的配制 |
| 2.4.2 目的菌株的富集培养 |
| 2.4.3 菌株的分离筛选 |
| 2.4.4 目的菌株的鉴定 |
| 2.5 微生物固定化材料的制备 |
| 2.5.1 海藻酸钠微球的制备 |
| 2.5.2 椰丝纤维制备及改性 |
| 2.5.3 固定化材料对细菌的固定化效果试验 |
| 2.6 单菌及复合菌在模拟对虾养殖池污染物净化能力评估 |
| 2.6.1 模拟南美白对虾养殖池 |
| 2.6.2 单菌在模拟南美白对虾养殖池污染物净化能力评估 |
| 2.6.3 复合菌在模拟南美白对虾养殖池污染物净化能力评估 |
| 2.7 水质理化性质分析方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 海水养殖废水直排对邻近海域细菌多样性影响 |
| 3.1.1 细菌群落的alpha多样性 |
| 3.1.2 不同水样中细菌群落的组成 |
| 3.2 海水养殖废水直排对邻近海域真菌多样性影响 |
| 3.2.1 真菌群落的Alpha多样性 |
| 3.2.2 不同水样中真菌群落的差异 |
| 3.3 高位池主要污染物去除菌的富集驯化和分离筛选 |
| 3.3.1 COD去除菌的分离筛选及鉴定 |
| 3.3.2 异养氨氧化细菌的分离筛选及鉴定 |
| 3.3.3 异养亚硝酸盐去除菌的分离筛选及鉴定 |
| 3.4 微生物固定化材料的选择、单菌和复合菌的污染物净化能力评价 |
| 3.4.1 微生物固定化材料的制备及选择 |
| 3.4.2 在模拟南美白对虾养殖循环水中单菌的污染物净化能力评价 |
| 3.4.3 在模拟南美白对虾养殖循环水中复合菌的污染物净化能力评价 |
| 4 讨论 |
| 4.1 海水养殖池及邻近海域微生物多样性和群落组成研究 |
| 4.2 在海水养殖废水处理中微生物的作用 |
| 4.3 微生物固定化材料对微生物生长增殖的作用 |
| 4.4 在模拟南美白对虾养殖中单菌和复合菌的污染物净化能力评价 |
| 4.4.1 在模拟南美白对虾养殖中单菌的污染物净化能力评价 |
| 4.4.2 在模拟南美白对虾养殖中复合菌的污染物净化能力评价 |
| 4.4.3 微生物处理技术的实践应用前景 |
| 5 结论 |
| 6 主要创新点及研究展望 |
| 6.1 主要创新点 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
（4）复合微生物制剂简易发酵工艺研究及应用（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 文献综述 |
| 引言 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.1.1 主要仪器 |
| 1.1.2 试验菌种 |
| 1.1.3 试验动物 |
| 1.1.4 试剂 |
| 1.2 方法 |
| 1.2.1 培养基的制备 |
| 1.2.2 菌种的活化 |
| 1.2.3 简易培养基大豆粉、玉米粉含量的筛选 |
| 1.2.4 简易培养基的摇床发酵 |
| 1.2.5 简易培养基二级发酵 |
| 1.2.6 复合微生物制剂含水量检测 |
| 1.2.7 菌株的吸附试验 |
| 1.2.8 动物试验 |
| 1.2.9 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 简易培养基大豆粉、玉米粉含量的筛选 |
| 2.1.1 芽孢杆菌NMXDYB021简易培养基大豆粉含量的筛选 |
| 2.1.2 芽孢杆菌NMXDYB021简易培养基玉米粉含量的筛选 |
| 2.1.3 酵母菌NMXDYY003简易培养基玉米粉含量的筛选 |
| 2.1.4 酵母菌NMXDYY003简易培养基大豆粉含量筛选 |
| 2.2 简易液体培养基摇床培养 |
| 2.3 简易培养基二级发酵 |
| 2.4 含水量检测 |
| 2.5 吸附试验 |
| 2.6 生产性能指标 |
| 3 讨论 |
| 3.1 简易培养基的筛选 |
| 3.2 微生物简易培养基摇床发酵和二级发酵 |
| 3.3 复合微生物制剂的制备 |
| 3.4 复合微生物制剂的应用 |
| 4 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（5）微生态菌对养渔水体水质及微生物群落结构的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 引言 |
| 0.1 水产养殖水质恶化 |
| 0.2 主要水质因子对水产养殖生物的影响 |
| 0.2.1 氨氮对水产养殖生物的影响 |
| 0.2.2 亚硝态氮对水产养殖生物的影响 |
| 0.2.3 总磷对水产养殖生物的影响 |
| 0.3 养殖水体的治理方法 |
| 0.3.1 物理方法 |
| 0.3.2 化学方法 |
| 0.3.3 生物方法 |
| 0.4 养殖水体中微生态制剂的应用 |
| 0.4.1 微生态制剂的概念及发展 |
| 0.4.2 微生态制剂的应用现状 |
| 0.4.3 微生态制剂在应用中存在的问题及使用原则 |
| 0.5 微生物群落结构分析方法 |
| 第1章 研究目的和意义 |
| 1.1 立题依据 |
| 1.2 研究目的 |
| 1.3 创新点 |
| 1.4 技术路线 |
| 第2章 微生态菌对养渔水体营养盐(N、P)环境条件改善的研究 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌种 |
| 2.1.2 实验用水 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.1.4 培养基 |
| 2.1.5 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 培养方法 |
| 2.2.2 菌株的培养计数 |
| 2.2.3 实验设计 |
| 2.2.4 水质指标测定 |
| 2.3 数据统计与分析 |
| 2.4 试验结果 |
| 2.4.1 单一菌种对养鱼水体的净化 |
| 2.4.2 复合菌种对养鱼水体的净化 |
| 2.5 讨论 |
| 2.5.1 微生态菌对氨氮的净化效果 |
| 2.5.2 微生态菌对亚硝态氮的净化效果 |
| 2.5.3 微生态菌对硝态氮的净化效果 |
| 2.5.4 微生态菌对总磷的净化效果 |
| 2.6 小结 |
| 第3章 最佳复合菌A0+BC、A0+BS对养鱼水体微生态群落组成和多样性的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 水样采集 |
| 3.1.2 滤膜的处理与DNA提取 |
| 3.1.3 PCR扩增 |
| 3.1.4 定量混合 |
| 3.1.5 测序数据分析 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 微生物群落多样性分析 |
| 3.2.2 微生物群落组成 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 结论及展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及参加科研情况 |
（6）水产硝化菌的优选及其净化水体有害氮素的效果分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 氨氮和亚硝酸盐对水产养殖的危害 |
| 1.1.1 养殖水体中氮素的形态变化 |
| 1.1.2 养殖水体中氨氮及亚硝酸盐的主要来源 |
| 1.1.3 氨氮及亚硝酸盐对水产动物的危害 |
| 1.2 养殖水体中有害氮素的去除方法 |
| 1.2.1 物理方法 |
| 1.2.2 化学方法 |
| 1.2.3 生物方法 |
| 1.3 微生物去除有害氮素的研究概况 |
| 1.3.1 具有硝化功能的微生物种类 |
| 1.3.2 微生物的硝化机制 |
| 1.3.3 微生物的硝化效果 |
| 1.3.4 环境因子对微生物去除有害氮素效果的影响 |
| 1.4 微生物在水产养殖中的应用概况 |
| 1.4.1 微生物制剂分类 |
| 1.4.2 芽孢杆菌 |
| 1.4.3 光合细菌 |
| 1.4.4 乳酸菌 |
| 1.4.5 复合微生物制剂 |
| 1.5 微生物处理有害氮素存在的问题及展望 |
| 1.6 本研究的目的意义 |
| 1.7 本研究的技术路线 |
| 第二章 四种因子对菌株XH1硝化效果的影响 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 供试菌株 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 实验器材及设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 不同因子对菌株XH1生长及其硝化效果的影响 |
| 2.2.2 菌株鉴定 |
| 2.3 数据分析 |
| 2.4 实验结果 |
| 2.4.1 盐度对菌株XH1生长及其硝化效果的影响 |
| 2.4.2 pH对菌株XH1生长及其硝化效果的影响 |
| 2.4.3 温度对菌株XH1生长及其硝化效果的影响 |
| 2.4.4 通气量对菌株XH1生长及其硝化效果的影响 |
| 2.4.5 菌株XH1的鉴定 |
| 2.5 讨论与小结 |
| 2.5.1 讨论 |
| 2.5.2 小结 |
| 第三章 四种因子对菌株XH2硝化效果的影响 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 供试菌株 |
| 3.1.2 培养基 |
| 3.1.3 实验器材及设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 不同因子对菌株XH2生长及其硝化效果的影响 |
| 3.2.2 菌株鉴定 |
| 3.3 数据分析 |
| 3.4 实验结果 |
| 3.4.1 盐度对菌株XH2生长及其硝化效果的影响 |
| 3.4.2 pH对菌株XH2生长及其硝化效果的影响 |
| 3.4.3 温度对菌株XH2生长及其硝化效果的影响 |
| 3.4.4 通气量对菌株XH2生长及其硝化效果的影响 |
| 3.4.5 菌株XH2的鉴定 |
| 3.5 讨论与小结 |
| 3.5.1 讨论 |
| 3.5.2 小结 |
| 第四章 不同种类微生物对水体有害氮素去除效果的比较 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 供试菌株 |
| 4.1.2 培养基 |
| 4.1.3 实验仪器及设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 种子液的制备及检测方法 |
| 4.2.2 不同种类微生物对水体有害氮素的去除效果 |
| 4.2.3 不同种类微生物配伍对水体有害氮素的去除效果 |
| 4.3 数据分析 |
| 4.4 实验结果 |
| 4.4.1 不同种类微生物对水体有害氮素的去除效果 |
| 4.4.2 不同种类微生物配伍对水体有害氮素的去除效果 |
| 4.5 讨论与小结 |
| 4.5.1 讨论 |
| 4.5.2 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士期间发表论文及参加会议情况 |
| 致谢 |
（7）微生物制剂和碳源对水产养殖环境的影响及作用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语表 |
| 第一章 研究综述 |
| 1.1 中国池塘养殖现状及存在问题 |
| 1.2 水产养殖环境中氨氮和亚硝酸盐的危害及其转化途径 |
| 1.2.1 氨氮和亚硝酸盐对水产动物危害 |
| 1.2.2 微生物在水环境中氨氮、亚硝酸盐、硝酸盐的转化中的作用 |
| 1.2.2.1 硝化作用 |
| 1.2.2.2 异养菌同化作用 |
| 1.2.2.3 浮游植物对氨氮和硝酸盐的利用 |
| 1.3 水产养殖环境中的细菌多样性 |
| 1.3.1 水产养殖环境中细菌群落结构及影响因素 |
| 1.3.2 水产养殖活动对细菌群落影响 |
| 1.3.3 环境中细菌对水产养殖生物生长和免疫影响 |
| 1.4 微生物制剂在改善水产养殖环境方面的应用 |
| 1.4.1 益生菌的定义 |
| 1.4.2 构成微生物制剂的常见菌株 |
| 1.4.3 微生物制剂在改善水产养殖环境方面的作用 |
| 1.4.3.1 微生物制剂在改善鱼类养殖环境方面的应用 |
| 1.4.3.2 微生物制剂在改善虾、蟹类养殖环境方面的应用 |
| 1.4.4 微生物制剂对水产养殖环境中微生物群落的影响 |
| 1.4.4.1 微生物制剂对细菌群落的影响 |
| 1.4.4.2 微生物制剂对浮游植物群落的影响 |
| 1.4.5 微生物制剂和营养素的联用 |
| 1.5 添加碳源在改善水产养殖环境方面的作用 |
| 1.5.1 生物絮团及其在水产养殖中的应用 |
| 1.5.2 添加碳源对降低水环境中氨氮的影响 |
| 1.5.3 添加碳源对水环境中反硝化作用的影响 |
| 1.5.4 添加碳源对细菌群落的影响 |
| 1.6 实验目的与意义 |
| 第二章 长三角地区鱼类混养和蚌鱼综合养殖池塘中的微生物多样性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 养殖池塘和采样过程 |
| 2.2.2 16S rDNA的提取和测序 |
| 2.2.3 化学分析方法 |
| 2.2.4 统计分析 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 细菌组成、丰度、多样性 |
| 2.3.2 非生物环境 |
| 2.3.3 细菌群落和环境之间的关系 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 添加商业微生物制剂和碳源对蚌鱼综合养殖产量和水质的影响 |
| 第一节 添加四种商业微生物制剂对蚌鱼综合养殖产量和水质的影响 |
| 3.1.1 引言 |
| 3.1.2 材料和方法 |
| 3.1.2.1 微生物制剂和实验系统 |
| 3.1.2.2 实验设计,实验管理,样品采样 |
| 3.1.2.3 细菌群落组成 |
| 3.1.2.4 浮游植物组成和叶绿素a |
| 3.1.2.5 水化学分析 |
| 3.1.2.6 数据统计分析 |
| 3.1.3 结果 |
| 3.1.3.1 蚌和鱼产量 |
| 3.1.3.2 细菌群落 |
| 3.1.3.3 浮游植物组成和生物量 |
| 3.1.3.4 水化学 |
| 3.1.3.5 营养盐、浮游植物、细菌之间关系 |
| 3.1.4 讨论 |
| 3.1.5 小结 |
| 第二节 调节水体碳氮比对蚌鱼综合养殖中细菌群落和水化学的影响 |
| 3.2.1 引言 |
| 3.2.2 材料和方法 |
| 3.2.2.1 实验系统、设计、过程 |
| 3.2.2.2 水化学分析 |
| 3.2.2.3 细菌基因组的提取 |
| 3.2.2.4 序列分析 |
| 3.2.2.5 统计方法 |
| 3.2.3 结果 |
| 3.2.3.1 水化学 |
| 3.2.3.2 细菌群落 |
| 3.2.3.3 细菌群落中的功能团 |
| 3.2.3.4 潜在益生菌和致病菌 |
| 3.2.4 讨论 |
| 3.2.5 小结 |
| 第三节 添加微生物制剂和碳源对鱼类混养系统中水质和细菌群落的影响 |
| 3.3.1 引言 |
| 3.3.2 实验材料和方法 |
| 3.3.2.1 实验地点和实验设计 |
| 3.3.2.2 细菌基因组的提取和细菌群落分析 |
| 3.3.2.3 序列分析 |
| 3.3.2.4 水化学分析 |
| 3.3.2.5 统计和分析方法 |
| 3.3.3 结果 |
| 3.3.3.1 氮、磷、有机物等水化学指标 |
| 3.3.3.2 细菌群落 |
| 3.3.4 讨论 |
| 3.3.5 小结 |
| 第四章 微生物制剂和碳源影响养殖水质的机制 |
| 第一节 蚌鱼综合养殖系统中铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)和血红裸藻(Euglenasanguinea)水华中藻菌关系分析 |
| 4.1.1 引言 |
| 4.1.2 实验材料和方法 |
| 4.1.2.1 采样地点和过程 |
| 4.1.2.2 微生物基因组提取 |
| 4.1.2.3 序列分析 |
| 4.1.2.4 浮游植物分析 |
| 4.1.2.5 水样理化指标分析 |
| 4.1.2.6 数据统计分析 |
| 4.1.3 结果 |
| 4.1.4 讨论 |
| 4.1.5 小结 |
| 第二节 添加外源细菌对小球藻(Chlorella variabilis)初级生产力和土着细菌的影响 |
| 4.2.1 引言 |
| 4.2.2 材料与方法 |
| 4.2.2.1 微生物制剂和小球藻 |
| 4.2.2.2 实验设计 |
| 4.2.2.3 藻和细菌计数 |
| 4.2.2.4 细菌DNA提取及鉴定 |
| 4.2.2.5 数据统计分析方法 |
| 4.2.3 结果 |
| 4.2.3.1 添加外源细菌对小球藻群落呼吸和初级生产力的影响 |
| 4.2.3.2 添加外源细菌对藻液中细菌和藻生物量的影响 |
| 4.2.3.3 综合评价外源细菌对小球藻的影响 |
| 4.2.3.4 添加外源细菌对藻液细菌群落的影响 |
| 4.2.4 讨论 |
| 4.2.5 小结 |
| 第三节 添加有机碳源对降低鱼类混养系统中氨氮的作用 |
| 4.3.1 引言 |
| 4.3.2 实验材料与方法 |
| 4.3.2.1 鱼类混养系统 |
| 4.3.2.2 原位氨氮转化实验一 |
| 4.3.2.3 原位氨氮转化实验二 |
| 4.3.2.4 无机氮的测定 |
| 4.3.2.5 细菌生物量测定 |
| 4.3.2.6 微生物基因组提取及序列分析 |
| 4.3.2.7 数据统计与分析 |
| 4.3.3 结果 |
| 4.3.3.1 添加外源碳对氨氮转化的影响 |
| 4.3.3.2 添加碳源对细菌生物量和群落结构的影响 |
| 4.3.3.3 细菌和浮游植物在氨氮转化中作用 |
| 4.3.3.4 细菌生物量和细菌群落组成变化 |
| 4.3.4 讨论 |
| 4.3.4.1 添加外源碳对养殖水体氨氮转化的影响 |
| 4.3.4.2 添加外源碳时,细菌和浮游植物在氨氮转化中作用 |
| 4.3.5 小结 |
| 第四节 微生物制剂和外源碳在氨氮转化中的关系 |
| 4.4.1 引言 |
| 4.4.2 实验方法与材料 |
| 4.4.2.1 微生物制剂与碳源的交互作用 |
| 4.4.2.2 微生物制剂潜在碳源效应 |
| 4.4.2.3 水化学分析 |
| 4.4.2.4 统计和分析方法 |
| 4.4.3 结果 |
| 4.4.3.1 添加微生物制剂和葡萄糖对氨氮转化的交互影响 |
| 4.4.3.2 微生物制剂潜在碳源效应 |
| 4.4.4 讨论 |
| 4.4.4.1 微生物制剂、碳源及其联合作用对无机氮的转化 |
| 4.4.4.2 微生物制剂潜在碳源效应 |
| 4.4.5 小结 |
| 研究结论 |
| 创新点 |
| 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（8）复合微生物制剂在环保领域中的应用（论文提纲范文）
| 1 复合微生物制剂 |
| 2 环境治理中复合微生物制剂的应用 |
| 2.1 复合微生物制剂用于水污染治理 |
| 2.1.1 水中有机物的去除 |
| 2.1.2 水中脱氮除磷 |
| 2.1.3 水中重金属的去除 |
| 2.1.4 对水体功能的改善 |
| 2.2 复合微生物制剂用于脱臭 |
| 2.2.1 消除畜禽粪便恶臭 |
| 2.2.2 在污水除臭中的应用 |
| 2.2.3 在垃圾除臭中的应用 |
| 2.3 复合微生物制剂用于有机堆肥 |
| 2.4 复合微生物制剂用于土壤修复 |
| 2.4.1 微生物修复油类污染土壤 |
| 2.4.2 微生物修复农药污染土壤 |
| 2.4.3 土壤养分的改善 |
| 2.4.4 土壤盐碱地修复 |
| 3 复合微生物技术研究中的问题 |
| 4 复合微生物制剂技术展望 |
（9）功能型微生物制剂去除水体重金属及其相互作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 重金属污染概况 |
| 1.1.1 重金属污染的来源 |
| 1.1.2 重金属污染的特点 |
| 1.1.3 重金属污染的危害 |
| 1.2 重金属污染废水传统处理技术 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 重金属污染废水处理新技术 |
| 1.3.1 新型吸附材料 |
| 1.3.2 纳米絮凝技术 |
| 1.3.3 基因工程技术 |
| 1.4 微生物处理重金属污染废水 |
| 1.4.1 微生物处理法的定义 |
| 1.4.2 微生物处理重金属废水的机理 |
| 1.4.3 微生物处理法与其他方法的比较 |
| 1.5 本课题的研究目的、内容及意义 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 固定化生物吸附剂对Pb (Ⅱ)的吸收及其机理研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验设备 |
| 2.2.3 固定化生物吸附剂的制备 |
| 2.2.4 固定化生物吸附剂的制备 |
| 2.2.5 吸附批试验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 固定化生物吸附剂的表征 |
| 2.3.2 pH对吸附的影响 |
| 2.3.3 初始浓度和吸附时间对吸附效果的影响 |
| 2.3.4 吸附等温线 |
| 2.3.5 动力学模型拟合 |
| 2.3.6 竞争性吸附 |
| 2.3.7 重复利用实验 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 复合磁性纳米生物吸附剂对Cu (Ⅱ)和Pb (Ⅱ)的竞争性吸附 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 菌种来源 |
| 3.2.2 试剂和仪器 |
| 3.2.3 培养基的配制 |
| 3.2.4 微生物的传代和培养 |
| 3.2.5 复合磁性纳米生物吸附剂的制备 |
| 3.2.6 复合磁性纳米生物吸附剂的磁性 |
| 3.2.7 复合磁性纳米生物吸附剂活性分析 |
| 3.2.8 单一、双组分金属离子的吸附试验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 复合磁性纳米生物吸附剂磁性测定 |
| 3.3.2 复合磁性纳米生物吸附剂的活性分析 |
| 3.3.3 pH对单一、双组分金属离子吸附效果的影响 |
| 3.3.4 吸附时间对单一、双组分金属离子吸附效果的影响 |
| 3.3.5 Cu~(2+)、Pb~(2+)单一组分吸附等温线 |
| 3.3.6 单一、双组分吸附动力学 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 重金属对菌代谢的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 主要试剂 |
| 4.2.2 主要设备 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 重金属对黄孢原毛平革菌胞内代谢的影响 |
| 4.3.2 重金属对黄孢原毛平革菌胞外代谢的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 Cd(Ⅱ)对枯草芽孢杆菌降解芘的影响及其机理研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验仪器与设备 |
| 5.2.2 实验试剂 |
| 5.2.3 菌种 |
| 5.2.4 芘的检测方法 |
| 5.2.5 批次试验 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 Cd(Ⅱ)对枯草芽孢杆菌降解芘的影响 |
| 5.3.2 不同pH下Cd(Ⅱ)对枯草芽孢杆菌降解芘的影响 |
| 5.3.3 不同浓度的Cd(Ⅱ)对枯草芽孢杆菌降解芘能力的影响 |
| 5.3.4 Cd(Ⅱ)对枯草芽孢杆菌细胞膜上蛋白质和多糖含量的影响 |
| 5.3.5 Cd(Ⅱ)对细胞膜上和细胞内芘含量的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 表面活性剂对铜绿假单胞菌还原Cr(Ⅵ)的影响研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验仪器与设备 |
| 6.2.2 实验试剂 |
| 6.2.3 生物还原菌的制备 |
| 6.2.4 批次实验 |
| 6.2.5 分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 三种表面活性剂对铜绿假单胞菌还原Cr(Ⅵ)的影响 |
| 6.3.2 pH对添加表面活性剂后铜绿假单胞菌还原Cr(Ⅵ)的影响 |
| 6.4 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读学位期间发表的论文目录 |
| 附录B 攻读学位期间申请的发明专利 |
| 附录C 攻读学位期间参与的研究课题 |
| 致谢 |
（10）高效复合微生物制剂强化活性污泥法在农化废水脱氮处理中的应用研究（论文提纲范文）
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验药剂与仪器 |
| 1.2 实验材料 |
| 1.3 测试指标和测试方法 |
| 1.4 实验方法 |
| 2 实验结果与讨论 |
| 2.1 高效复合微生物制剂强化活性污泥法的效果比较 |
| 2.2 高效复合微生物制剂投加量对氨氮去除率的影响 |
| 2.3 中试运行实验分析 |
| 3 结论 |
四、复合微生物制剂在环境保护中的应用（论文参考文献）
- [1]凡纳滨对虾幼体肠道菌群演替及几种益生菌的育苗效果[D]. 洪居恳. 广东海洋大学, 2020(02)
- [2]不产氧光合细菌氮代谢新途径的挖掘与环境调控机制[D]. 朱笔通. 华侨大学, 2020(01)
- [3]益生菌在高位池养殖水质管理中的应用研究[D]. 伍乾辉. 海南大学, 2020
- [4]复合微生物制剂简易发酵工艺研究及应用[D]. 罗泽华. 安徽农业大学, 2019(05)
- [5]微生态菌对养渔水体水质及微生物群落结构的影响[D]. 李雪. 辽宁大学, 2019(01)
- [6]水产硝化菌的优选及其净化水体有害氮素的效果分析[D]. 田雅洁. 上海海洋大学, 2018(05)
- [7]微生物制剂和碳源对水产养殖环境的影响及作用机制[D]. 郑侠飞. 浙江大学, 2017(12)
- [8]复合微生物制剂在环保领域中的应用[J]. 白瑞,胡阳,雷振宇,王晓雪,杨茗,黄瑶瑶. 应用化工, 2017(05)
- [9]功能型微生物制剂去除水体重金属及其相互作用机制研究[D]. 刘亮. 湖南大学, 2017(06)
- [10]高效复合微生物制剂强化活性污泥法在农化废水脱氮处理中的应用研究[J]. 韦能春,刘昊,陈凡立,蒋文强. 山东化工, 2016(13)