本文是一篇生物工程论文，生物工程学亦称生物技术或生物工艺学。尚无一致公认的定义和内容范围。一般认为，作为一门应用科学，生物工程学是应用生物科学和工程学的原理，通过加工生物和生物加工来为人类社会服务的综合性科学技术体系。（以上内容来自百度百科）今天为大家推荐一篇生物工程论文，供大家参考。
代写生物工程毕业论文篇一
第一章 绪论
1.1 生物质概述
生物质是指除化石燃料外的所有来源于动、植物能够再生的有机物，在广义上，生物质是指所有的植物、微生物以及以植物和微生物为食物的动物及其排泄物。主要包括木材（木条、木块和树枝等）、农作物秸秆、水生植物（藻类）、油料植物等有机物的加工废料、人畜粪便和日常生活垃圾等[1]。自然界的生物质种类繁多，形式多样。根据其来源的不同，可以将其分为农作物秸秆、森林和草原植被、人畜粪便、水生植物，能源植物以及生活垃圾六部分。生物质的种类不同，组成成分也有很大差异。植物类生物质主要由木质素、纤维素和半纤维素三部分构成，但这三部分在生物质中的分布和组成因生物质的产地、生长周期和类型的不同而略有差异。三者的主要成分均为碳水化合物。纤维素是由生物质自身D-葡萄糖以β-1,4 糖苷键组成的大分子多糖，不溶于水及有机溶剂，是植物细胞壁的主要组成成分，它是世界上最丰富的天然有机物，占植物界碳含量的 50%以上。半纤维素是由木糖、阿拉伯糖、甘蔗糖和半乳糖等几种不同类型的五碳糖和六碳糖聚合而成的多糖混合物，半纤维素主要可以分为聚木糖类、聚葡萄甘露糖类和聚半乳糖葡萄甘露糖类三类，它是植物中仅次于纤维素的成分。木质素是一种广泛存在于植物体中的无定型、分子结构中含有氧代苯丙醇或其衍生物结构单元的芳香性高聚物，它是植物细胞壁的主要成分，约占木本植物的 25%。
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1.2 生物质燃烧的现状
生物质是所有能源中地位仅次于煤炭、石油和天然气的第四大能源，全球大约 14%的能源需求通过生物质能源获得，发展中国家更是高达 35%[6]。有关研究表明，生物质的利用方式有很多，通过燃烧被利用的生物质高达 90%，燃烧被证实是生物质实现商业化的最有效途径[7]。中国是一个农业大国，具有丰富多样的生物质资源，据测算我国生物质总燃烧量高达约为 450MT/a[8]，年均秸秆产量约 6 亿吨[9]。长期以来，生物质能源一直是我国的主要能源之一，尤其是改革开放以前，由于生产力的落后，生物质能源占整个农村能源消费的 70%以上。特别是东北、华北和西北地区的广大农村，在寒冷季节，生物质燃料是农村地区炊事和家用取暖的主要能源。虽然随着经济的不断发展以及煤炭、天然气和液化石油气等的不断普及，逐渐取代了部分生物质能源在农民生活中这种不可或缺的地位，一些农村地区不再将农作物秸秆和木材作为生活的主要燃料，但是由于废弃的秸秆没有更好的处置办法，农民们便采用在收获季节或耕种季节在农田里集中燃烧秸秆或杂草，以便达到节省劳力、直接提供肥力和除去病虫害的目的。并且随着近年来社会生产力的不断发展，农民生产的不断扩大，生物质秸秆的量也在不断增加，秸秆露天焚烧的现象反而愈演愈烈。
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第二章 样品的采集与分析
2.1 样品的采集
农忙秋收季节是生物质秸秆大量产生的时间，小米，豆类，玉米均为一年生草本植物，因此小米秆、豆秆、玉米秆均在秋收季节采样；树叶和草叶在冬季枯萎凋零，因此选择在冬季采样；小麦成熟季节为夏季，因此，麦秆采样选择在夏季。本研究采用武汉天虹 TH-150C 型中流量大气综合采样仪进行颗粒物采集，其主要参数为：（1）中流量环境空气采样器，流量为 100L/min。（2）切割头粒径：10 微米。采样方法：收集吕梁和晋城常见的小米秆、豆秆、玉米秆、麦秆、树叶和草叶 6 种农林生物质各 0.7kg 左右，在自然条件下风干，临燃烧前除去其中杂物，选择体积为 80m3左右的房间进行实验模拟，焚烧时，取各种生物质 0.5kg，自然堆放在一张铁盘上点燃，用一台中流量大气颗粒物采样器（TH-150C 型）采集排放到室内空气中的颗粒物。采样时，采样器距离火堆 2m，距地面 1.2m。点燃生物质前，对空白膜采样，以获得环境空气中各组分的本底值，采样期间保持门窗关闭，以减少烟尘扩散。每种生物质燃烧连续采样 2 次，每次采样 4 个，并设空白对照样品。
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2.2 滤膜的选择
本研究选择无机石英滤膜进行碳元素、离子组分的测定，选择聚丙烯膜进行元素的测定。图 2-1 为石英滤膜。图 2-2 为有机滤膜。实验室对滤膜有严格的要求，在使用前，必须将滤膜放入设置好温度的烘箱或马弗炉内进行一定时间的高温烘烤或灼烧，除去其中的挥发分和水分，减小对实验结果的影响。但是对于石英膜究竟烘烤或灼烧到多少度能够既不会对其结构造成破坏，又能将其影响实验结果的水分和挥发分全部去掉，还无法明确知道，因此在采样前，对采样滤膜做了如下实验：（1）石英滤膜烘烤实验：取 3 张相同石英滤膜，并编号 1#、2#和 3#，做平行对照实验，称量后放入马弗炉进行灼烧，调节马弗炉温度，温度每升高 100℃，取出滤膜称量一次重量，实验记录结果如表 2-1。实验结果表明，从室温升高到 500℃的过程中，滤膜的重量减少了 1.6%，从 500℃升高到 900℃，滤膜重量减少了 1.7%，温度升高到 900℃以后，滤膜内部结构遭到破坏，因此本研究对滤膜的烘烤控制在 400℃-500℃范围内，烘烤时间为 2h。
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第三章 农林生物质燃烧尘中碳组分分析.......23
3.1 农林生物质燃烧尘中碳组分的分布特征.....23
3.2 农林生物质燃烧尘中的 OC/EC..... 24
3.3 农林生物质燃烧尘中 OC 与 EC 的相关性分析..........25
3.4 本章小结....25
第四章 农林生物质燃烧尘中水溶性无机离子分析......27
4.1 农林生物质燃烧尘中水溶性无机离子的分布特征.... 27
4.2 K+的主要结合方式...........32
4.3 本章小结....34
第五章 农林生物质燃烧尘中无机元素的分析........ 35
5.1 农林生物质燃烧尘中无机元素的分布特征.........35
5.2 4 种主要无机元素在各源尘中的对比分析..........37
5.3 生物质燃烧尘中化学组分的比较..........38
5.4 本章小结....40
第五章 农林生物质燃烧尘中无机元素的分析
5.1 农林生物质燃烧尘中无机元素的分布特征
麦秆、豆秆和玉米秆 3 种生物质燃烧尘中，K、Na、Mg、Ca、Al、Cd、Ti、V、Cr、Ni、Cu、Zn、Fe、Mn、As、Pb、Co 等 17 中无机元素之和占颗粒物总量的百分含量分别为 0.378%、0.525%和 1.397%。因此无机元素不是农业生物质中的重要组成成分。K、Ca、Na 和 Mg 是 3 种农业生物质燃烧尘中含量最大的 4 种无机元素，4 者之和占所测定元素含量的百分比分别为 88.6%、92.1%和 88.1%。其中，K 的含量最大，占总元素含量的 62.8%、60.2%和 61.4%。大气颗粒物的来源不同，化学组分也存在很大差异。目前已知的大气颗粒物来源主要有机动车尾气尘、煤烟尘、土壤风沙尘、道路尘和城市扬尘等，通过对各种尘中主要颗粒物的百分含量进行对比，可以对颗粒物的来源进行初步判断。表 5-1 为本研究中 K、Ca、Na 和 Mg4 种主要元素与其它研究的比较。结果表明，本研究中 K 的百分含量低于姬亚琴[67]、张腾[68]、王毓秀[69-70]等的研究中土壤风沙尘、城市扬尘、道路尘、煤烟尘和建筑水泥尘中 K 的百分含量，高于黄嫣旻[71]、唐艳荣[72]的研究中城市烟尘和道路尘中 K的百分含量，也高于张腾等的研究中机动车尾气尘中 K 的百分含量；Na 的百分含量低于姬亚琴[67]和张腾[68]等的研究中土壤风沙尘、城市扬尘、道路尘、建筑水泥尘和机动车尾气尘中 Na 的百分含量,略高于王毓秀、黄嫣旻、唐艳荣的研究中道路尘和城市扬尘中Na 的百分含量，与张腾的研究中煤烟尘中 Na 的百分含量接近；Ca 和 Mg 的百分含量与黄嫣旻和唐艳荣的研究中道路尘和城市扬尘中 Ca 和 Mg 的百分含量接近。均低于其它研究。
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结论
本研究收集了山西省吕梁和晋城的小米秆、豆秆、玉米秆、麦秆、树叶和草叶 6 种典型农林生物质，进行了燃烧模拟实验，采集了燃烧烟尘，对其中的碳组分和水溶性无机离子的分布特征进行了分析，得出以下结论：
（1）6 种农林生物质燃烧尘中，TC 在颗粒物中所占比例介 62.37-73.46%之间，碳组分是生物质燃烧尘的重要组成部分。其中树叶燃烧尘中碳组分的百分含量最大，占73.46%；其次是草叶燃烧尘，占 68.20%；小米秆、豆秆、玉米杆和麦秆 4 种生物质燃烧尘中，碳组分含量基本相近，约占 62.5%，略低于草叶燃烧尘。农林生物质燃烧尘中碳组分的含量明显高于煤烟尘、土壤风沙尘、建筑水泥尘和道路尘等源，但略低于机动车尾气尘。
（2）6 种农林生物质燃烧尘中 K+、Na+ 、Ca2+、Mg2+、NH4+、F-、Cl-、SO42- 和NO3-等 9 种水溶性无机离子之和所占比例分别为 20.19%、18.22%、23.28%、21.83%、24.12%和 22.47%，水溶性无机离子是农林生物质燃烧尘的重要组成部分，其中 SO42-、K+、Cl-、F-是农林生物质燃烧尘中最主要的四种水溶性无机离子，占 9 种离子的86.11%-88.14%。
（3）农林生物质燃烧排放颗粒物中阴阳离子当量百分比比值均小于 1，且阳离子当量质量百分比小于阴离子当量质量百分比，颗粒显酸性；K+和 Cl-的相关性明显优于 K+与 SO42-和 K+与 F-的相关性，K+主要以 KCl 的形式存在。
（4）小米秆、豆秆、玉米秆、麦秆、树叶和草叶 6 种农林生物质燃烧尘中，K+/OC分别为 0.16、0.14,、0.17、0.16、0.11 和 0.12，K+/OC 介于 0.11-0.17，该值可初步作为判定生物质尘的一个重要指标。
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参考文献(略)
代写生物工程毕业论文篇二
第一章 绪论
1.1 课题来源及研究意义
项目来源：国家自然科学基金项目(51378330)。 随着国民经济地快速发展，焦化行业也得到了迅猛地发展，但是发展所带来的弊端也随之显现：越来越多的焦化废水日益成为了环境污染的主要污染之一。焦化废水中含有难降解的含氮杂环化合物，如吡啶、喹啉、吲哚等。这些物质对动物和人体都具有“三致性”，而且它们可以通过食物链在较高级的生物体中积累富集，因此，去除该类物质一直是研究人员的工作重点。 目前，国内主要采用“预处理+生化法+深度处理”工艺进行焦化废水的处理。但是，在传统的好氧生物处理构筑物中，焦化废水对微生物的生存造成了危害，致使其处理效率较低，出水有机物残留浓度较高，COD 无法达到出水标准。未达到排放标准的废水一经排放，将直接影响到人类的长久发展。2012 年，国家环境保护部颁布了《炼焦化学工业污染物排放标准》(GB16171-2012)。新标准增加了对多环芳烃、总氮等新的控制指标。这就对焦化废水尤其是多环芳烃的处理，提出了新的要求。近年来，许多国内外学者对难以生物降解的含氮杂环化合物做了大量的研究，发现反硝化过程对含氮杂环化合物有较为有效地去除效果。因此，我们对含氮杂环化合物反硝化降解进行研究，为焦化废水的工程处理工艺提供实验依据。
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1.2 研究内容
(1)优化吡啶反硝化降解条件。 在实验既定条件下，通过平行实验，将底物浓度设置为不同的浓度梯度，进行反硝化降解。通过对实验参数进行测定、对比，确定最佳底物浓度。 (2)最佳反硝化条件下，检测吡啶反硝化降解的中间产物。 通过 GC-MS 技术检测吡啶反硝化降解的水样，检测其降解产物。 (3)最佳反硝化条件下，研究中间产物的降解特性。 通过测定中间产物的浓度，绘制其降解曲线，由其浓度变化情况，分析反硝化反应。 (4)在初始反硝化条件下，在进水中投加苯酚，研究苯酚对吡啶反硝化反应的影响。在 4 个浓度梯度的底物中，分别投加苯酚，并逐渐增加苯酚的浓度，总结苯酚对吡啶反硝化降解的影响及其规律；同时，以反硝化过程中 NO3--N 浓度、降解速率及戊二醛浓度作为实验参数，研究吡啶在共基质下的反硝化降解情况，并对苯酚对吡啶反硝化的作用机理做出合理推断。
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第二章 文献综述
2.1 焦化废水
经过粉碎洗选之后的原煤成为精煤。在精煤装炉炼焦的过程中，精煤表面约 10%的表面水及原煤中的化合水[1]会析出挥发，随干馏煤气导出焦炉，经冷却而成为剩余氨水。 剩余氨水通常含有高浓度的氰化物、酚类、硫化物、氨以及油类等，成为焦化废水的主要来源。 生产废水主要指与原煤、焦炭接触过程中所产生的废水，主要包括：在储运、破碎及加工原煤的生产过程中所产生的除尘洗涤水；在储运、筛分及加工焦炭的过程中所产生的除尘洗涤水；车间及设备的洗涤水。 焦化废水不但严重危害了生态环境，而且也对社会的可持续发展以及人类的健康造成了威胁[6-7]。焦化废水中易挥发组分及氨氮已被广泛研究[8],而少有针对杂环化合物所进行的研究。何苗等[9]通过 GC-MS 技术检测焦化废水，得到的有机化合物均为芳香族化合物和杂环化合物。因此，对焦化废水中较为典型的有机污染物—杂环化合物，尤其是含氮杂环化合物的研究是很有必要的。 吡啶，以其良好的水溶性和其在水中良好的化学稳定性，一直作为典型的含氮杂环化合物而被广泛地研究 [10-12]。吡啶及其衍生物因其物化性质，在农药等行业作为溶剂、变性剂和催化剂而广泛应用，但也因此对生态环境造成了严重的危害 [13]；作为焦化废水的主要污染物质，吡啶呈中度急性毒性，具有强烈的毒性、致突变性和致癌变性 [14]，直接威胁到人类的健康。
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2.2 焦化废水处理工艺
焦化废水的处理模式一般为“预处理-生物脱酚二次处理”。事实上，经过常规处理的焦化废水，出水中所含的氨氮、COD 和氰化物等指标仍旧无法达到排放标准。为了解决上述问题，国内外学者在物理、化学、生物等方面对焦化废水的处理效果进行了研究，找到了许多较为有效的治理技术。混凝法的中心原理是中和废水中某些物质所携带的电荷，使物质发生凝聚进而得以分离。Sun 等[15]采用混凝法对焦化废水中的苯酚进行分离去除。实验中的混凝剂是具有水溶性的聚合物聚苯乙烯硫酸(PSS)，该物质通过将呈碎块状的聚苯乙烯泡沫沉浸到浓度为 98%的浓硫酸中而生成，其混合性能随其浓度的增大呈现正相关。在聚合物聚苯乙烯硫酸的浓度从 5mg/L 增大到 20mg/L 时，苯酚的去除率可从 27%提高到 96%。庄耀等[16]在对城市生活污水处理进行研究的过程中，以聚合氯化铝(PACl)和混合聚合硫酸铁(PFS)为混凝剂，考察混凝剂投加量、p H 值对污水中抗生素基因(ARGs)去除效果的影响。研究发现，增加污水中混凝剂的投加量，ARGs 的去除率趋势为先增后减；当 p H 从 3逐渐升至 10 的变化过程中，聚合氯化铝对 ARGs 的去除效率降低；混合聚合硫酸铁对ARGs 的去除率则先升后降。 废水的酸碱性对无机混凝剂有着较为明显的影响，生成的絮体易碎，对于易溶于水的有机小分子化合物，其脱色效果不明显，处理成本高[17]。开发新型、高效的复合混凝剂可提高废水的处理效率 。
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第三章 吡啶反硝化生物降解条件优化 .......... 25
3.1 实验装置及运行条件 .......... 25
3.2 实验材料 .......... 26
3.3 实验方法 .......... 27
3.3.1 吡啶的测定 ......... 27
3.3.2 其他分析项目及方法 ............. 28
3.4 实验结果 .......... 28
3.5 讨论 ........ 33
3.5.1 降解过程讨论 ...... 33
3.5.2 最佳底物浓度的确定 .............. 33
3.6 本章小结 .......... 34
第四章 吡啶反硝化降解产物检测及特性研究 ........ 35
4.1 吡啶反硝化降解产物检测............ 35
4.2 降解产物特性研究 .............. 39
4.3 本章小结.......... 41
第五章 共基质下吡啶反硝化特性研究 .......... 43
5.1 实验材料.......... 43
5.2 实验方法 .......... 43
5.3 实验结果 .......... 43
5.4 本章小结 .......... 48
第五章 共基质下吡啶反硝化特性研究
焦化废水中含有多种具有毒性并且难生物降解的有机物，其中包括酚类和含氮杂环化合物。在微生物的处理过程中，对于难降解有机物的降解特性，共基质与单基质存在差异。多种化合物的存在，往往会对微生物的处理能力或微生物的生物活性造成影响，主要表现为协同作用和拮抗作用。为了能够更加高效地处理废水，研究苯酚对含氮杂环化合物微生物处理中的作用是非常有必要的[109]。学者对此做了大量的研究，但是苯酚对吡啶生物降解的影响仍然存在争议，且作用机制尚无定论。因此，本文对在苯酚存在下吡啶的反硝化降解情况进行研究，并与单基质下的降解情况进行对比分析，使焦化废水的工程处理有了实验依据。
5.1 实验材料
戊二醛浓度测定采用紫外分光光度法 [124]。在 281.60nm 处，吡啶吸光度极小，而苯酚存在较大的吸光度，因此苯酚会对戊二醛浓度测定结果造成干扰。同理，在共基质情况下，苯酚的存在对吡啶浓度的测定也造成干扰。因此，在此实验情况下，利用吸光度的加和性 [117][125]进行戊二醛及吡啶浓度的计算。 在反应瓶中投加苯酚，并在实验过程中逐渐加大苯酚的浓度；同时设置不同的时间点，对水样中的吡啶浓度进行检测，利用吸光度的加和性，可得到吡啶在不同时间点的浓度，图 5-1 为吡啶的降解曲线。
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结论
本文主要针对吡啶的反硝化降解特性进行了多方面的的研究，通过对实验现象及实验参数的分析及对比，得出其反硝化降解特性。 本文通过逐步增大底物吡啶的初始浓度对反硝化活性污泥进行驯化，最终得到降解能力较大，降解效率较高的活性污泥，为后期实验做好基础准备。通过 GC-MS 对实验水样进行中间产物的检测，并对实验过程中对其浓度进行监测；同时结合焦化废水的实际组分，进行苯酚、吡啶共基质实验，研究苯酚对吡啶反硝化的作用及在中间产物上的体现。戊二醛的发现，弥补了国内在吡啶缺氧降解途径研究领域中的空白，也进一步证实了国外研究者的研究和推论。但是，在前人的研究中，多侧重于产物的定性，未对中间产物做出定量研究，故本文实验在对中间产物进行定量研究尚属首次。 在驯化污泥的过程中，对吡啶，NO- 3-N，NO- 2-N 的浓度进行监测，绘制其降解曲线，通过对比，并结合后期实验，最终确定吡啶的最佳浓度。 在对中间产物进行检测之前，采用液相萃取法将中间产物萃取到有机溶剂二氯甲烷中，并对其进行浓缩，为通过 GC-MS 检测中间产物做进一步的准备。 在共基质实验中，不断增加苯酚的浓度，并对吡啶的浓度进行检测；同时结合单基质和共基质下吡啶的反硝化降解情况，推断苯酚对吡啶反硝化的作用机理进行合理推断。
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参考文献(略)
代写生物工程毕业论文篇三
第1章绪论
1.1引言
对全世界而言，不可再生能源的储量中，煤炭相对丰富而石油天然气则相对不足。中国是一个煤炭使用大国，我国现今住宅的采暖年煤耗量指标28kg/㎡·an。在我国的北京天津等地区的冬季建筑物采暖的能耗量大约占同时期全地区总能耗的40%，而在更高维度的东北等地区所占比例更高。由于我国人口基数大，生活水平的提高，对于冬季采暖的能耗是非常庞大的。综合考虑多种因素，只有煤炭的比较适合的能源材料，因此在中国采用煤炭作为基本能源是一种必然，而非偶然。中国的城市集中供热可以追溯到50年代，通过长时间的摸索和努力，现在我国城市集中供热方面取得了显著地成果，为提高能源利用率，减少环境污染做出了重要贡献。同时，它还促进了经济的快速发展，改善和提高了人民大众的生活质量水平。据可靠资料记载我国90年代初期的集中供热面积约2.1亿平方米，而在90年代末期集中供热的面积约达8.6亿平方米。根据数据显示我们可以看出在短短10年里，集中供热的发展势头相当迅猛。同时，集中供热的供应方向还从三北地区向南面发展，普及率由年逐次提高，三北地区额集中供热普及率达30%以上。但由于生产技术以及装备水平的限制，仍然存在很多问题。散热器的历史追溯最早应该到1890年左右，其所用的散热器就是现代散热器的雏形也就是柱形。但当时由于对钢材质掌握还不具备，所以都是采用铸铁材质。随着时间的推移到了1900-1920年代，散热器取暖形式的优越性、方便性、舒适性被其广泛认可和使用，但直到1920-1930年代间散热器才第一次革命性的产出了单柱钢制散热器，这就是我们现在所讲的——“钢制柱式散热器”的最初问世。它明显的提高了生产能力和较大满足了社会对供暖设备的基本需求。钢制柱式散热器主要由走水部分和对流片组成，其主要是水暖，将水作为热媒载体，以散热器钢材为导体首先作用于空气加热然后带动空间温度上升已达到取暖目的。钢制柱式散热器的散热效果主要与散热器内部的热媒温度和外部空气温度以及与空气接触的面积还有空气流速等有关。所以热媒来源的温度高低也直接和根本上决定和影响散热器的实际使用效果。我国真正引入与生产钢制柱式散热器最早在1996年以后，随着超声波自动焊接(激光焊)工艺的普及和焊接成本降低，国内生产厂商经过生产设备改造，技术整合，大胆采用色彩，运用文化底蕴和卓越的创造力，以专业的国际化设计理念，创造出装饰性与采暖功能完美结合的现代钢质柱式散热器。
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1.2 供暖散热器产品的现状
散热器向室内传递热量的主要方式是对流换热和辐射换热。中国的供暖系统中散热器是系统中很重要的组成部分，其设计理念以及工艺等情况直接影响了其是否节能，是否对环境造成污染。以下是我国的各式散热器及其特点：钢制散热器在国内流行使用有 30 年的历史，其优点主要体现在热工性能好，耐高压，耐腐蚀，体轻而薄，安装维修简便，装饰性强等。目前，钢制散热器在实际生产生活中也出现了许多问题。例如，部分产品在一定条件下出现了腐蚀，漏水现象，其主要原因在于很难控制水中含氧量。我国现阶段的国家标准中尚没有对于水质进行具体要求，没有一个明确统一的标准。同时按照现在实行的几个行业标准都没有对锅炉除氧的要求，因此钢制散热器的进一步使用还需要更佳完善的社会体制和国家标准。另一方面，我国同欧洲北美等地区相比，生产流程工艺还相对落后，因此不断地改进散热器的生产工艺是我国现阶段亟待解决的问题。此外，钢制散热器的使用寿命得到保证。钢制散热器的使用寿命国家标准 GB50096-1999《住宅设计规范》中规定“住宅的散热器应采用体型紧凑，便于清扫，使用寿命不低于钢管的形式。”换句话说，散热器的寿命应该长于或等于采暖管道寿命。对于钢制散热器，除了其出厂本身的抗腐蚀性外，用户的保养也成为一种关键性因素。在我国的暖通设计规范修订中要求“采用钢制散热器时，应采用闭式系统，并满足产品对水质的要求，在非采暖季节应充水保养”在我国的多个地区由于采暖系统在非采暖季没有做到充水保养。此外，在蒸汽供暖系统中不应采用钢制散热器，对于具有腐蚀性气体的作业空间或相对湿度较大的房间，不应设置钢制散热器。
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第 2 章 圆钢管柱式散热器的理论分析与计算
2.1 圆钢管柱式散热器的结构
本文所研究的散热器是圆钢管柱式散热器，其特点为：采暖系统中的主要散热部件由若干并列的钢制圆管组成，其金属热强度高，在提高经意效益的同时保证了足够的散热量。钢管两侧分别焊接有两个方形立管提供供、回水。另节点处必须采用焊接这样既提高了散热器的承压能力又使散热器的整体刚性提高很好的满足了我国现阶段的标准。
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2.2 圆钢管柱散热器的传热计算分析
热水介质的热量通过对流换热的方式将热量传递给钢管内壁，之后钢管内壁通过导热的方式将热量传递到钢管外壁。而热量向散热器外部散发则是由两部分构成：一部分由钢管外壁通过自然对流的方式向室内空气散发热量；另一部分则是通过和管壁四周物体的辐射换热进行，之后其他物体再通过对流换热和辐射换热向空气散发热量。
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第3章圆钢管柱式散热器的实验测试.........54
3.1实验部分介绍........54
3.1.1实验装置........54
3.1.2散热器样本的准备与安装........55
3.1.3实验方法........55
3.2实验测试结果的处理........57
3.3实验误差分析........60
3.3.1影响实验造成误差的因素........60
3.3.2综合误差分析60
3.4本章小结........60
第4章圆钢管柱式散热器优化设计的技术经济分析........61
4.1圆钢管柱式散热器的技术分析........61
4.2圆钢管柱式散热器的经济分析........63
4.3本章小结........64
第5章结论与展望........65
第 4 章 圆钢管柱式散热器优化设计的技术经济分析
圆钢管柱式散热器属于美观，高效，节能，环保的产品，其金属刚性强度大能够承受外界一定程度上的撞击，其次其导热性能良好明显优于铸铁式散热器，散热效率高。此外在我国钢式散热器已经具有了相当的规模，其发展前景广阔，在国内迅速发展。较其他类型的产品，列入铜，铝等造价昂贵的金属，钢制产品更能符合投资者经济性能的要求。
4.1 圆钢管柱式散热器的技术分析
结合我国现阶段的能源利用情况，冬季采暖是其中一个很重要的环节。煤炭的使用加大了对于环境的污染以及对大自然的损坏，如何能高效利用能源是重之又重的艰巨任务；其次，在我国目前情况下，分户计量措施还未得到有效的完善，这对于提高人们的节能环保意思发生了阻碍作用；再者，由于我国目前的供暖水质尚无明确的统一标准，这就使得集中供热水质难以控制，造成了严重的散热器腐蚀现象。 圆钢管柱式散热器其主要不利因素在于其寿命较铸铁，铝合金式等散热器短。影响其寿命的主要因素在于水质对散热器的腐蚀。目前我国没有较完善统一的标准。对于锅炉直供的采暖系统，应当服从对于锅炉的保护，按 GB1576-2001[26]，工业锅炉水质中的有关规定采用（PH=10～12，O2≤0.1mg/L 等）；而对换热器供热的采暖系统，应当按闭式工业循环冷却水的相应标准采用。
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结论
本次设计中圆钢管柱式散热器是根据国家标准以及实验样品的实际参数来进行理论计算，数值分析，以及实验测定的。但是由于本次设计是在理想假设的情况下计算的，所以明确以下几点：
1. 本次设计计算中未考虑散热器两立管间的辐射换热量以及立管与恒管间的辐射换热，所以 Q 辐射值是偏大的，通过理论计算值和实际检验值可以看出基本符合该假设。
2. 本次设计理论计算是在忽略管道内水利不平衡条件下进行的，并取各个管道内的流速相同且因检验时高位差带来的诸多因素互不影响。
3. 通过散热器散热量的理论计算和实际测量对比分析可以看出，其误差居于2%~7%之间。而在其中辐射换热量对于整体的误差分析起到决定性作用。对于散热器表面辐射率的选择过程中应当考虑辐射率随着不同的温度其值发生很大变化，所以辐射率是不可以忽略的一个重要因素。
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参考文献(略)
代写生物工程毕业论文篇四
第一章 绪论
1.1 引言
生态系统具有维护物种多样性、调节气候、净化环境等重要作用，为人类提供丰富的生态产品与适宜的居住环境，是人类生存发展的基础。然而人类社会发展过程中不合理的资源开发与利用，使得森林植被面积锐减，生物多样性减少、土地退化、水土流失严重、自然灾害频发等[1-4]，亦导致区域水环境、大气环境、土壤等的污染问题日益突出[5-7]。据统计我国沙漠化土地面积约 7.1×105km2，每年以 2.1×103km2的速度递增；水土流失面积达 15×105km2，每年流入江河的泥沙量约为 5×109t；原始森林面积以每年 5×103km2的速度减少，森林覆盖率 18.21%，草原退化面积达 8.7×105km2；耕地面积急剧减少，人均耕地不及世界人均的 1/3；生物多样性的减少，濒危野生物种达 156 种，生态环境状况不容乐观。近年来，我国采取了各项生态保护措施，有效地遏制了生态环境恶化的势头，但仍未能根本扭转生态退化总体趋势。为此，建立系统完整的生态文明制度体系，划定生态保护红线，确立有效的生态保护措施，保障生态安全势在必行[8-9]。 山西省是我国主要资源型省份，长期以煤炭资源作为支柱产业，过度开采及粗放型经济发展造成区域生态环境可持续发展力状况较差[10]。据调查全省地表沉陷 690.08 km2；水土流失面积为 108472km2，每年土壤表土损失达 2×108t；地质灾害（隐患）点 11425 处；生物多样性降低、生态系统退化、森林覆盖率仅 14.12%；水资源缺乏、环境污染渐趋严重，加剧了生态环境失衡。整体来看山西省生态环境状况较差，形势堪忧。 本文研究区山西省高平市气候干燥、降水较少，属于煤炭主要产区之一，长期的煤炭开采引发区域地面塌陷、植被破坏、土地质量下降、水土流失加剧，地下水位下降、水资源紧缺等问题。因此以既具有北方地区典型自然特性，又具有煤炭资源型城市的生态环境特征的县域—高平市为研究对象，结合区域经济发展特点和生态格局，进行生态保护体系的研究十分必要。
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1.2 国内外研究进展
自 1980 年代起，生态网络(Ecological networks,ENs)的提出被视为保护越来越碎片化的自然生态系统的理想方式，包括核心区，走廊和缓冲区，可有效连接生境斑块[11-13]，为生物多样性与景观多样性保护提供有效空间。北美和欧洲的很多规划都应用了该概念，生态网络保证了生态结构的完整性，降低了生态系统的破碎化[14-15]，生态网络在不同类型分类可视为对生态功能保护体系划定方法的探索。欧洲对生态网络研究则将其分为精细利用地的自然网络，精细利用地的多功能网络，粗放利用地的多功能网络三类，不同类型的区域保护要求不同，如精细利用地的自然网络开发严格控制。1995年，欧洲为保护生物和景观多样性提出了泛欧洲战略，建立跨欧生物保护网络[16]。荷兰的北布拉班特省(North Brabant)的物质空间规划亦是生态网络的应用。 生态基础设施(Ecological Infrastructure,EI)是指城市人类生存与活动所依赖的自然系统，狭义上它包括城市绿地，林业及农业、自然保护地等系统。为解决日趋严重的城市环境问题而逐步形成的概念。北美的绿色通道、野生生物廊道，欧洲滨水缓冲区，均是对城市生态系统的保护。自 1980 年代以来美国公园绿地的设计目标已从休闲宜人转为城市生态保护。目前生态基础设施的保护方向是以生物保护与利用，环境资源的优化配置为先。
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第二章 基础理论与技术方法
2.1 生态功能保护体系概述
生态功能保护体系是指根据区域生态系统的敏感性、功能重要性及保护特殊性的空间分异规律，形成的不同生态保护管控要求的空间结构。建立生态功能保护体系主要是通过科学合理的区划技术方法，依据生态保护优先原则将区域空间划分为不同保护层级的区域，对区域人类经济社会活动及环境保护措施作出合理安排，是一种创新的环境管理手段。 根据生态功能保护体系的概念，生态功能保护体系基本特征包括： （1）差异性，区域生态系统结构、过程及服务功能存在差异性；不同级别区域保护对象、管控对象、生态保护要求在空间上存在差异； （2）区域共轭性，不同层级区域之间空间分布相互独立，互不重复，管控要求具有独特性； （3）完整性，反映在不同层级区域空间上相互关联，虽各自独立，但各区域仍保持内部物质、能量及信息的流动；生态系统的结构与功能的完整；体系建立过程各技术环节之间相衔接，整体性强。 （4）多分区、全覆盖，生态功能保护体系不同层级保持空间连续性共同构成一个完整的区域空间范围。
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2.2 生态功能保护体系划定的基础理论
区域生态学是一门主要研究区域的生态结构、过程、功能及各生态要素相互作用的新兴学科[38]。区域生态研究的核心要素为生态介质，根据介质不同，生态区域可分为流域、风域和资源圈三类。重点研究区域的生态分异规律，演变规律及驱动力、生态承载力、生态适宜性、生态资产流转及生态补偿等利益机制[38]。区域生态学较多应用在大尺度生物多样性的研究，研究涉及物种分布模型、物种多样性的纬度梯度格局、新陈代谢理论等[39]。目前，区域生态学可作为区域生态问题与生物多样性保护的有力方式。干扰是生态系统外部离散事件作用，可改变景观结构及资源的配置情况，包括自然干扰、生物干扰及人为干扰[40]。自然干扰及生物干扰是生态系统自发的演变过程，人为干扰是环境恶化及生态系统退化的主要原因，包括过度开垦、农药杀虫剂的使用、乱采乱伐、超载放牧、过度捕捞等。生态系统退化主要是由于人类活动干扰造成了自然及生物机制的改变。因此明确不同生态系统干扰因子、作用规律和行为动向对生态系统的保护具有重要作用。把干扰生态学理论及思想应用到生态功能保护体系划分中，维护自然干扰机制的作用，降低人为干扰的不利影响，将有助于生态功能保护体系的科学性，并且可以为红线区、黄线区、绿线区的管理措施提供依据。
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第三章 生态环境现状及基础数据处理 .......... 17
3.1 研究区域概况 ............ 17
3.1.1 高平市自然环境与资源概况 .......... 17
3.1.2 高平市社会经济发展概况 .... 18
3.1.3 特殊保护区域调查 ...... 19
3.2 研究区生态环境现状 .......... 22
3.3 数据提取与预处理 .... 26
第四章 生态保护重要性评价及特殊保护区域识别 .......... 31
4.1 生态保护重要性评价方法 ........... 31
4.1.1 评价单元 ............ 31
4.1.2 指标体系的建立 .......... 31
4.1.3 研究方法 ............ 32
4.2 生态保护重要性评价 .......... 34
4.3 特殊保护区域识别 .... 43
第五章 生态功能保护体系建立及区域划定 ............ 45
5.1 生态功能保护体系边界确定原则及方法 ........ 45
5.1.1 确定原则 ............ 45
5.1.2 确定方法 ............ 46
5.2 生态功能保护体系构成 ...... 46
5.3 生态功能保护体系划定 ...... 47
5.4 高平市生态功能保护体系的管理 .......... 51
第五章 生态功能保护体系建立及区域划定
5.1 生态功能保护体系边界确定原则及方法
生态功能保护体系旨在维持生态系统服务功能，保护生态敏感区，保护生物多样性。依据评价结果并结合研究区自然特点确定生态功能保护体系区划方案，明确不同区域边界，便于生态环境管理。确定边界划定必须遵循以下原则： 生态功能保护体系的划分结果应与研究区生态功能区划、城乡规划、环境规划、土地利用总体规划等相协调，相互之间正向影响，做好衔接以达到增强生态保护效果。与研究区社会及经济发展情况及相关部门管理技术相适应。合理确定各区范围及面积，预留适当发展空间。生态功能保护体系的划分应考虑自然地理边界及景观连通性，为保证生态功能保护体系最终可以落地，划定时既要做到保护生态环境，也要衡量经济社会发展需求与目前监督管理能力，确保划定结果科学合理，可操作性强，便于管理。 生态功能保护体系的建设及保护措施的实施是一个长期的动态的过程， 虽然划定结果具有相对稳定性，但随着生产力的提高，根据生态保护能力的提高程度可适当调整各区范围，优化调整体系，达到合理布局。 根据区域自然环境特征，以生态保护优先为原则，确立研究区生态功能保护体系的层级。每级区域的确定方法有直接划定法与空间叠加分析法，其中特殊保护区直接纳入体系最高层级，其他区域以生态重要性评价结果为基础，按照空间叠加分析划入不同级别区域。结合高平市生态环境保护现状，目前需创新体制机制，建立高平市生态补偿制度。生态补偿转移支付范围根据高平市生态红线区域确定，将其中具有重要生态功能的区域作为主要补助区域。“谁保护、谁受益”面积为 192.79km2，占红线区的 58.26%。对不同类型生态红线区，据其主要生态功能作用、生态产品等方面的重要性，按相应系数与比例测算生态补偿转移支付补助资金，再根据各乡镇的财政保障能力差异情况进行相应调整。做好资金使用与监管，要求资金全部用于环境保护和生态修复，重点用于生态红线区的生态治理修复以及执法监管、监测评估等监理机构费用以及科普宣传费用[77-78]。建立考核系统，明确生态补偿资金使用去向，健全管理机制。
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结论
针对生态环境面临的问题，以高平市辖区为研究对象，提出了生态功能保护体系的概念，明确了生态功能保护体系的内涵，在生态敏感性、生态功能重要性评价及特殊生态保护区识别的基础上，构建了高平市生态功能保护体系，并以“红线严控，黄线提升，绿线建设”为宗旨确立不同生态保护方向。主要研究成果如下：
（1）提出生态功能保护体系的概念：本文在对生态学相关理论和生态红线理论进行分析的基础上，首次提出生态功能保护体系的概念，定义了生态功能保护体系的内涵、基本特征、类别，确定了研究区生态功能保护体系由生态红线区、黄线区、绿线区构成。其中生态红线区作为维护区域生态安全，促进可持续发展的关键区域禁止开发，性质、功能、面积、空间均不可随意变更；黄线区限制开发，明确其主导生态功能，建设合理保护措施；绿线区重点提升生态价值。
（2）生态功能保护体系划定方法的研究：建立了生态功能保护体系划定的体系化方法。应用 GIS、RS、空间插值等技术进行研究区土壤、地形、气象、植被、土地利用等数据的分析处理，建立了相应数据库，实现了研究区数据的数字化、网格化；通过 3S 技术完成了研究区特殊保护区域矢量化；采用层次分析法确定了水土流失敏感性、水源涵养功能重要性、水土保持功能重要性、生物多样性保护重要性评价的指标体系；建立了生态重要性评价 6 个单因子、3 个综合因子的定量化模型，采用多因子综合评价的方法完成了区域生态重要性评价；以评价结果为基础，通过空间叠加分析对生态功能保护体系进行了划定。
（3）区域生态环境现状分析：调查识别了研究区 1 处风景名胜区、1 处森林公园，10 处主要水库、13 处集中供水水源、25 处文物保护单位，共计 50 处具有特殊保护价值的地域；通过区域环境、植被及 2005、2010、2014 年三期土地利用格局及变化情况的评价分析，明确了区域存在的生物多样性低、土地利用不合理、水土流失情况严重等生态环境问题。
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参考文献(略)
代写生物工程毕业论文篇五
第一章 引 言
第一节 土壤铁循环
铁元素是地壳中的第四丰富的元素，也是重要的活性金属元素，同时又是华南地区土壤里的氧化还原元素（Hauck et al., 2001）。铁元素以各种类型的氧化物存在，包括磷酸盐，碳酸盐，硫化物等各种矿物的形式，在包括土壤环境中的在各种生境中均有存在（Roden et al., 1996）。在包括河流沉积物和土壤的生境里，重复进行的亚铁的氧化还原过程形成了一个不断运动的铁轮，同样会推动其他相关物质的氧化还原过程。 长期以来，铁的氧化和还原过程被认为是化学过程，在 p H 为中性的好氧环境下，Fe(II)的氧化主要由氧气引起的化学过程( Lovely et al. 1992)。然而，在厌氧环境下（如土/水界面），铁氧化还原过程不是自发的化学过程，而是需要有微生物作为介导的。此时的 Fe(II)的氧化则是由微生物引起的——除了光合型的微生物外，主要是硝酸盐依赖亚铁氧化微生物所作用的，乃至少量的微氧型亚铁氧化菌的作用。这些微生物究竟是如何影响铁的氧化还原过程进而影响到氮循环的过程，是国际上一个比较感兴趣的问题。厌氧环境中三价铁还原菌，亚铁氧化菌通过其自身的酶促反应，推动着铁轮的不断的滚动。这类微生物可以将 Fe(II)作为电子供体，本身缺乏充分的产能体系。在有硝酸盐作为电子受体的避光环境下，这类微生物将 Fe(II) （包括 Fe2+，Fe(II)-citrate，Fe(II)-picolinate，Fe(II)-NTA，Fe(II)-EDTA 和固态的 Fe S，Fe CO3）氧化成 Fe(III) (Straub et al., 2001; Kumaraswamy et al., 2006; Zhang et al., 2009; Klueglein and Kappler, 2013)；又因为同时具有反硝化和异化硝酸盐还原成氨的代谢途径，而成为铁循环和氮循环耦合的联系点(Straub et al. 1996; Li et al., 2016)。铁本身的化学属性十分的活泼，在 p H小于 4 的时候可以在有氧状态下保持稳定，但在 p H 大于 5 时可以自发的被空气或者溶液中的氧气迅速的氧化成 Fe(III)。
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第二节 亚铁氧化过程及其相关微生物
亚铁氧化作为铁循环的重要组成，其作用机制同样引起了许多的关注。亚铁可以被氧气进行化学氧化，也可以被微生物所驱动发生生物氧化。此外，在生物驱动的亚铁氧化里面，也包括着一些不是酶促反应的化学反应(Klueglein and Kappler, 2013)。因为迄今为止，许多分离到的亚铁氧化微生物多是异养型或者混合营养型的，这类微生物在还原硝酸盐时生成大量的亚硝酸盐。在酸性 p H 条件下，亚硝酸盐本身并不是十分的稳定，很容易通过化学反应生成其他的代谢产物如二氧化氮和一氧化氮。另外，亚铁也很容易被这些生成的亚硝酸盐进行化学氧化。在中性 p H 条件下，即使亚铁和亚硝酸盐的反应速度比起酸性条件下有所减缓，但二者之间的反应仍然十分显著(Klueglein et al., 2015)。所以，一般认为，微生物代谢，即酶促反应引发的亚铁氧化过程多发生在 Fe(III)矿物或者是其初产物（如绿锈）上。硝酸盐的还原需要微生物作为媒介，一旦亚硝酸盐生成以后，化学因素所起的因素可能更大。 在厌氧环境中，亚铁氧化微生物是整个亚铁氧化过程的主要的驱动力。二价铁氧化菌中，光合型的细菌利用光能作为能源，以亚铁作为电子供体(Kappler et al. 2005)；硝酸盐依赖型以硝酸盐作为电子受体，通过还原硝酸盐获得能源进行生长。中性和酸性的细菌则通过把氧气作为电子受体以获得能量进行代谢。
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第二章 三种母质发育的水稻土中性亚铁氧化耦合硝酸盐还原动力学及其微生物机制
第一节 材料和方法
本样品所采集的水稻土为广东省广州市中国科学院花岗岩发育(23°10'38.26" N, 113°21'10.12" E)试验田（Botanical Garden, BG）的新鲜的水稻土（花岗岩发育），采集的时间为 2013 年的冬季，水稻田处于抽干状态。采集的样品的深度是水稻土表层以下约 10 cm，放置于 0 ℃冰盒带回实验室的厌氧工作站内，1 天后传代试验开始。另外于 2014 年秋季采集了石灰岩发育隆安县南坪镇三宝村(23.4901° N, 107.64695° E)试验田（Guangxi, GX）的水稻土（石灰岩发育）。于 2015 年初采集广东台山都斛镇(22°04'37.54" N, 112°56'59.33" E)最靠近海边的农田（Taishan, TS）水稻土（沉积物发育）。水稻土的基本理化性质如表 2.1 所示。本研究将 1%的水稻土接种在适合硝酸盐依赖型 Fe(II)氧化微生物生长的培养体系中，对水稻土进行反复驯化——即在 Fe(II)已经被微生物充分氧化成 Fe(III)氧化物后，吸取十分之一体积的培养物到新配置的培养体系内，测试 Fe、N 和乙酸盐相关物质的动力学变化，为了使整个培养体系处于一个严格厌氧的状态，采用高纯氮气（99.99%）鼓吹至少 30 min，并迅速的压上橡胶盖和铝盖的方式。所有的西林瓶均放置在恒温培养箱采用厌氧恒温培养方法（30 ℃）让 Fe-N 相关的微生物在高浓度的亚铁和硝酸盐环境中发挥其功能。每个反应有 3 个重复。
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第二节 水稻土中亚铁氧化与硝酸盐还原转化动力学
本研究模拟了水稻土在中性 p H 厌氧条件下微生物驱动亚铁氧化耦合硝酸盐还原的过程（图 2.1 和 2.2）。 在花岗岩发育原始水稻土里，NO3-和 NO2-的浓度不到 0.01 m M，和添加进去的NO3-以及生成的 NO2-浓度相比，只能作为一个背景值存在。水稻土里的 NH4+的浓度可以达到大约 0.25 m M。NH4+可以被水稻土里的微生物进行同化，这导致了 Soil+Fe(II)处理中 NH4+的浓度逐渐下降。在石灰岩发育和沉积物发育的水稻土中，NO3-和 NO2-的浓度同样很低，只是不到 0.01 m M；体系中存在着一定浓度的 NH4+，NH4+的浓度分别约为 0.3 m M 和 0.2 m M。 之前的研究也表明，硝酸盐还原速率在有 Fe(II)存在的情况下会有所减缓。微生物对硝酸盐还原的代谢路径分为反硝化路径 (NO3-→NO2-→NO→N2O→N2)和异化硝酸盐还原成铵路径 (NO3-→NO2-→NH4+) (Weber et al. 2006)。硝酸盐和亚铁在中性 p H 厌氧的条件下由微生物作用下的反应可用以下反应式子表示：4Fe(II) + 2NO3- +H+ → 4Fe(III) + NO2- + 3H2O。 在 花 岗 岩 发 育 水 稻 土 中 ， Soil+NO3-处 理 的 NO3-的 还 原 速 率 比 起Soil+Fe(II)+NO3-处理组要快速。在 4～6 天的时间里，Soil+Fe(II)+NO3- 和 Soil+NO3-处理的 NO2-的生成呈现一个快速上升至 3.5～4 m M 然后下降的趋势。在这两个处理中，均检测到有 N2O 的生成。这说明无论是在水稻土体系，或者是梯度稀释后的纯细菌体系里，NO3-的还原在 Soil+Fe(II)+NO3- 和 Soil+NO3-处理中均有走反硝化途径，N2O 的生成并不会受 Fe(II)加入的而造成干扰。同时，有大约 1 m M 的 NH4+在 Soil+Fe(II)+NO3- 和 Soil+NO3-处理中被检测到，表明硝酸盐还原也走异化硝酸盐还原成铵的路径。在第 3 轮和第 4 轮循环里，NH4+的生成量在 Soil+Fe(II)+NO3-的处理中要小于在 Soil+NO3-的，表明 N 在水稻土体系中的损失可能更多的走反硝化路线。
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第三章 新菌 Rhodocyclaceae sp. Paddy-1 的筛选 ......... 53
第一节 材料和方法 ............ 54
一、菌株 Paddy-1 的分离和鉴定 ......... 54
二、实验设计 ..... 56
三、理化指标检测方法 ....... 57
四、16S r RNA 的 PCR 扩增，克隆，序列测定和系统发育分析............ 57
五、全基因组测序方法 ....... 58
第二节 新菌 Paddy-1 驱动的 Fe(II)氧化耦合 NO3-还原动力学 .... 59
第三节 菌株 Paddy-1 驱动的亚铁氧化耦合硝酸盐还原的机制探讨 ..... 65
一、Fe(II)氧化的相关基因 .......... 65
二、NO3-还原的相关基因 ............ 70
三、Fe(II)氧化在细胞上代谢通路的构建 ..... 71
第四节 本章小结 ....... 72
第四章 Cupriavidus metallidurans Paddy-2 的筛选......... 75
第一节 材料和方法 ............ 76
第二节 Paddy-2 介导的 Fe(II)氧化耦合 NO3-还原动力学 ..... 80
一、Fe(II)氧化动力学 ......... 80
二、NO3-还原动力学 ........... 81
第三节 生物成矿及其表征 ......... 82
第四节 Paddy-2 驱动的亚铁氧化耦合硝酸盐还原的机制探讨 ..... 86
第五节 本章小结 ....... 89
第四章 Cupriavidus metallidurans Paddy-2 的筛选及其亚铁氧化耦合硝酸盐还原的机制探讨
铁在耦合其他元素的生物地球化学循环过程中处于一个核心的位置(Lehtoranta and Ekholm, 2014)。大量利用 Fe(III)作为电子受体进行异养生长，利用 Fe(II)作为电子供体进行化能或光能进行异养或自养生长的微生物已经被分离出来(Weber et al., 2006)。水稻土是一个典型的人工湿地生态系统，这个生态系统的形成可以归因于其剧烈的生物地球化学过程，很大程度上取决于人类活动的影响(K?gel-Knabner et al., 2010)。人类对水稻土的利用是周期性的进行作物种植，导致了水稻在不同时期交替性的产生厌氧-好氧环境(Ratering and Schnell, 2001)。在稻田的淹水期时，Fe(III)还原产生了大量的 Fe(II)，而在稻田排水后，在氧气和亚铁氧化菌的共同作用下被还原的 Fe(II)被重新氧化(Long-Jun et al., 2014)。华南地区的水稻土中含有较丰富的铁元素，这类铁以 Fe(II)或 Fe(III)离子，水铁矿，纤铁矿，针铁矿，施氏矿物的形式存在(Maher et al., 2009)，并且在微生物或者其他理化因素的作用下相互转化。此外，为了促进作物的增产，人类往往会人为的往稻田添加大量的高含氮量的肥料，从而引发了水稻土里强烈的氮循环过程。在接近中性 p H 的水稻土环境中，铁循环和氮循环可以由微生物作为―桥梁‖进行耦合。这类微生物中以硝酸盐依赖型亚铁氧化菌作为典型，被视为研究这个机制的模式生物(Carlson et al., 2012)。
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结论
从花岗岩发育水稻土中成功分离到一株具有硝酸盐还原耦合亚铁氧化功能的新菌，其 16S r RNA 基因与最接近的 Rhodocyclaceae 科的细菌只有 94%的相似性，属于一个新属级别。 菌株在中性 p H 厌氧进行 Fe(II)和 NO3-共培养 6 天后约 85%的 Fe(II)被氧化，10 m M NO3-大约有 93%的被还原，但只有检测到 1.2 m M 的 NO2-生成量。NO2-两个副产物 N2O 和 NH4+的生成量分别只有约 0.2 m M 和 0.04 m M，表明大量的N 元素进入 N2中。Fe(II)的加入使得 NO3-的还原速率和副产物的生成速率均有所减低，表明 Fe(II)对 NO3-的还原起抑制作用。 菌株 Paddy-1 进行 Fe(II)氧化生成的矿物是无定型 Fe(III)矿物，无法生成高结晶度的铁矿。 通过对全基因组进行测序，我们得知 Paddy-1 的存在许多 Fe(II)/Fe(III)转运蛋白（铁载体和铁透过酶），以及包括铁氧化还原蛋白、类黄酮、细菌铁蛋白和血红素在内的铁调节蛋白的基因。特别是细胞内拥有 c1、c2、c553 和 c556 等具有捕捉 Fe2+能力的细胞色素 c，这几个细胞色素 c 和已经报道的 Fe(II)氧化相关的蛋白非常相似。另外，我们发现菌株拥有完整的反硝化代谢功能基因链。所以我们推测 Fe(II)经过 Fe(II)氧化相关蛋白的传递后，被传递给硝酸盐还原酶而完成整个 Fe-N 代谢通路。
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参考文献(略)