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代写能源与动力工程毕业论文范文篇一
第一章 引言
1.1 问题的提出与研究意义
我国是一个人口大国，但是水资源极度缺乏加之对有限的水资源利用率很低导致我国用水危机加剧，特别是以水资源为命脉的农业生产活动，难以根据科学的灌水技术参数进行农田灌溉导致农业用水的浪费。为了缓解日趋严重的水资源供求矛盾，提高农业生产灌溉效率，为广大农民提供更便于接受的节水灌溉新方法，需寻求一条科学获取灌水技术以及灌水参数的有效途径。无论采用何种农田灌溉方法，水分都需通过入渗界面进入土壤，使灌溉水入渗转换为土壤水供植物吸收利用，称之为“土壤入渗”，土壤入渗过程作为一项必不可少的田间土壤水分循环环节，从根本上决定着由降雨及灌溉水转化而成土壤水的时空分布以及转化速率，进而影响到农田灌溉的质量和效果。由于各地区的土壤理化性质均有所差异，因此入渗特性也必然有所差异，导致土壤入渗具有空间上的变异性；某些土壤理化性质会随着耕作时间的不同发生一定的变化，改变其入渗特性，导致土壤入渗具有时间上的变异性。因此土壤入渗特性随着土壤状态的唯一性而难以直接确定，如何快速获取土壤入渗模型参数，因地制宜地进行农田灌溉，成为了科学选择灌水方法，提高灌溉水利用效率，改进落后灌水技术的关键手段。目前获取土壤入渗模型参数的方法主要是试验法，从精度的要求看，试验的方法是能够满足农业灌溉水管理的需求，但由于土壤样本具有唯一性使得采用试验方法获取目标参数的技术难度加大、设备要求复杂，浪费人力、物力、财力。本文本着快速、准确的原则试图借助土壤入渗参数和土壤常规理化参数试验大样本利用土壤传输函数法获取入渗模型参数。土壤基本理化参数（土壤容重、土壤含水量、土壤质地、土壤有机质、土壤含盐量）可以用来描述土壤样本的唯一性，表征土壤样本特性。土壤入渗随着土壤样本基本理化性质的不同而不同，通过土壤传输函数法建立的多元统计模型够表征入渗模型目标参数与土壤基本理化参数之间的定量关系，提出了利用容易获取的土壤基本理化参数来预测较难获取的土壤入渗参数的方法，寻求到获取土壤入渗参数的便捷途径，为提高农业灌溉效率及获取灌水技术参数提供了强有力的技术支撑。
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1.2 国内外研究动态
在灌溉或者降雨的条件下水分通过地表渗入到土壤并且储存在土壤中运动形成土壤水的过程成为土壤水分入渗，大田土壤水分入渗是田间水循环一项必不可少的环节，从根本上决定着由降雨及灌溉水转化而成土壤水的时空分布以及转化速率，进而影响到农田灌溉的质量和效果。对土壤入渗的研究由来已久，Buckinghan 于 1904 年首次提出了毛管势的概念，为土壤入渗模型的研究奠定了一定的理论基础。之后，众多国内外的研究学者在毛管势理论的基础上对土壤的入渗特性进行更深层次的研究，建立了各类具有不同意义和用途的土壤水分入渗模型，总体上可将各入渗模型分为经验入渗模型和理论入渗模型，经验入渗模型的建立不是基于明确的物理基础，如 Kostiakov 入渗模型、Horton 模型及 Holtan 入渗模型等；而理论入渗模型是建立在明确的物理基础上的，能够明确表征目标参数与土壤物理性质之间的特征关系，如 Green-Ampt 入渗模型、Philip入渗模型及 Smith 入渗模型等[1]。
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第二章 样本数据建立的室内外试验条件与方法
2.1 试验区气候条件
试验区域位于华北西部的黄土高原东翼山西省境内，全年气候变化范围较大，冬天寒冷；夏天炎热；春天风沙较多；秋天气候温和。试验区气候特征是降雨量偏少，日照时间较长，气候干燥，日夜温差偏大。试验区气温分布的总体趋势是自南向北，自平川向山地递减，北部以及中部的山区，年均气温一般浮动在 5℃~7℃范围内；试验区西部地区，年平均气温浮动在 8℃~10℃范围内，整个试验区南北温差很大。试验区冬季寒冷，气温较低均处于 0℃以下，夏季炎热，气温较高，日平均气温达到 21℃~26℃。试验区无霜期的分布是南部较长而北部较短，平川地区较长而山区较短。试验区的年降水时间分布不均衡，通常情况下 6~8 月份的降水强度较大且较为集中，约占全年降雨量的 60%以上；试验区的降水量空间分布也极不均衡，受地形影响较大，几个典型试验区的气候条件详细情况如下：大同市：地处山西省北部，位于黄土高原东北部边缘，属于大陆性季风气候，降水量较少，日照时间较长，昼夜温差相对较大。该地区的年均年日照时数达到 3000 h，无霜期分布为东南部 156 天、西北部 100 天，年均气温大概在 7℃左右，年最高温度可高达 38℃，年最低温度可低至-29℃，通常全年 1 月份温度最低，平均气温保持在-11.3℃左右。大同地区年均降水量大概在 360 ~450 mm 之间，年均蒸发量大概在 1144mm 左右，降水通常都集中在 7~9 月间。
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2.2 土壤条件
土壤是在地表植被、气候、地形地貌、成土母质、时间因素和人为活动等众多因素的共同作用下形成的。试验区纬度、海陆位置和成土环境条件差异性较大，导致该试验区的气候条件具有多样性，植被的变异状况较明显，从而该试验区土壤类型条件具有复杂性和多样性，主要包括：棕壤土、棕壤性土、；褐土、淋溶褐土、石灰性褐土、栗钙土、栗褐土、山地草甸土、潮土等主要土壤类型此外，还有黄绵土、红黏土等多种类型土壤。非冻结试验区的土壤大田入渗试验是在大同市的南郊区、新荣区、天镇县、阳高县、大同县、广灵县、浑源县、左云县、朔州应县、吕梁方山县、临汾汾西县、运城河津市、文峪河灌区、晋城泽州县、长治长子县等地进行。南郊区地处大同市近郊，该区北部、西部和西南部均为黄土丘陵阶地区，以坡积黄土为主要土壤类型，是黄土质沙壤土，该区东部、东南部是源于山前的季节性河流携带泥沙形成的冲积平原区，土壤母质系黄土质，其下游地区主要为轻砂壤土；新荣区位于山西省最北端，土壤类型以栗钙土为主，在沿河一带形成了少量的草甸土和盐土，东西部地区主要是山地栗钙土，约占该区总土壤面积的 7%左右，丘陵阶地区主要是淡栗钙土，占土壤总面积的 70%；天镇县位于山西省东北部，土壤类型主要为栗钙土，耕作层的土壤分布为南北两边主要为砂土、砂壤土，中部主要为粘壤土；阳高县地处山西省东北部，该区位于冲积平原区和黄土丘陵区，除北部有少量的盐碱草甸土外大多地区是栗钙土；大同县处于大同市的冲积平原区，岩性颗粒较细，土壤以中细砂、粉细砂为主，南北两侧主要为砂质土；广灵县位于永定河上游，该区土壤以淡褐土为主，土壤质地为沙土和壤土，并且携带有少量轻壤土；浑源县位于黄土高原区的边缘地带，土壤类型主要为山地粟钙土、淡粟钙土；左云县地处黄土高原东部边缘，土壤类型主要为栗钙类，淡栗钙土亚类，土壤质地为砂壤土、轻壤土；泽州县的土壤资源丰富，土壤类型较多，大部分山地主要为草灌褐土，丘陵地以及丘间盆地多为典型褐土并分布有少量的草甸土；长子县以褐土和草甸土两大类型土壤为主；临汾市的土层发育较好形成较厚的粘化层，养分充足，土壤类型丰富，以褐土为主并且分布有草原草甸土、棕壤土、草甸土、沼泽土等；文峪河灌区土壤发育较单一，仅有褐土和草甸土两大类。
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3.1 土壤含水量.........21
3.2 土壤结构.............25
3.2.1 土壤结构对土壤入渗能力的影响.......... 25
3.2.2 土壤容重对各土壤入渗模型参数的影响........26
3.2.3 土壤入渗能力及各入渗参数与土壤容重的定量关系.......29
3.3 土壤质地.............30
3.4 土壤有机质.........35
3.5 土壤温度.............40
3.6 土壤含盐量.........43
3.7 影响土壤入渗参数主导因素、次要因素分析..........44
第四章 Kostiakov 与 Philip 入渗模型参数预测模型精度比较......47
4.1Kostiakov 和 Philip 入渗模型.......... 47
4.1.1Kostiakov 入渗模型......474.1.2 Philip 入渗模型............ 47
4.2 入渗参数影响因素的初步选定......47
4.3 入渗模型参数结构.......48
4.4 入渗模型参数线性预报模型.......... 53
4.5 预测模型精度分析.......55
4.6 本章小结....56
第五章 考虑土壤结构变形的 Kostiakov 入渗模型参数......57
5.1 备耕头水地三参数入渗模型参数的预报模型...........57
5.2 考虑结构变形的土壤入渗模型参数的线性预报模型........65
5.3 本章小结....74
第五章 考虑土壤结构变形的 Kostiakov 入渗模型参数的预报模型
备耕地灌溉前后土壤地表结构会发生变化（地表土壤容重增加），为避免灌溉过程中造成的水资源浪费现象，在生产实践中需考虑这种现象的发生。本章通过对备耕头水地在考虑土壤结构变形与不考虑土壤结构变形时建立的入渗模型参数线性预报模型的精度进行对比，证实灌溉时考虑考虑土壤结构变形的重要性，在此基础上最终建立能够适用于整个农业生产周期的非冻结非盐碱土壤入渗模型参数的线性预报模型。
5.1 备耕头水地三参数入渗模型
参数的预报模型备耕土壤是为耕作做准备经过翻松以后待开春后进行播种的土壤，备耕土壤地表有一层干土层，地表土壤较难固结，形不成地表致密层，因此备耕土壤结构较为松散。对备耕土进行第一次灌溉后表层松散的结构会被破坏，并且随着水分浸入土壤而导致表层土崩塌、湿陷，特别是对松散的黄土更是如此，灌溉水进入土壤后表土会形成致密层使得土壤容重增加。这意味着随着灌溉水分的入渗，表层土壤骨架会由疏松变密实，干容重由小变大，导致头水前后的土壤容重有很大差别。为研究预测 Kostiakov 三参数入渗模型参数的预报模型时是否该考虑土壤结构变形，分别对考虑土壤结构变形的情况以及不考虑土壤结构变形的情况进行分析，建立入渗参数的线性预测模型，将预测模型进行对比分析，得到合理的结论。本章利用有较好代表性的 59 组备耕头水土壤入渗试验数据样本进行研究，土壤类型基本囊括了山西省境内主要土壤类型。
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结论
①土壤入渗能力随着土壤含水量增加呈线性关系而减小；随着土壤容重的增加呈线性关系而减小；随着土壤黏粒含量的增加呈指数关系而减小；随着土壤有机质含量的增加呈对数关系增大；对于冻结土壤，土壤入渗能力随着地中 5cm 温度的增加呈指数关系增加。
② 入渗系数 K 随着土壤含水量的增加呈对数关系而减小；随着土壤容重的增加呈指数关系而减小，但不受表层土壤结构变化的影响，仅与耕作层（0~20cm）的土壤常规理化参数相关；随着土壤黏粒含量的增加呈对数关系而减小；随着土壤有机质含量的增加呈对数关系而减小；对于冻结土壤，土壤入渗能力随着地中 5cm 温度的增加呈指数关系增加。
③ 入渗指数 a 随着土壤含水量的增加呈对数关系而增加；随着土壤容重的增加呈指数关系而减小；随着土壤黏粒含量的增加呈对数关系而减小；随着土壤有机质含量的增加呈对数关系而减小；对于冻结土壤，土壤入渗能力随着地中 5cm 温度的增加呈指数关系增加。
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参考文献(略)
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第 1 章 绪 论
1.1 低次烟叶的现状
随着生产力的提高、社会的发展以及人们不断改善的生活条件，人们对能源的需求量不断加大，在常规能源存量短缺以及日益恶略的环境压力下，各国人民为了保障能源的安全和实现人类的可持续发展，逐渐将可再生能源的开发列为自己的长远战略。可再生能源包括风能、水能、太阳能、地热能、潮汐能、生物质能源等；其中生物质能包括植物、动物、及其排泄物中所蕴含的能量等。而烟叶作为生物质的重要组成部分，自然不能忽视其中所蕴含的巨大能量。 烟草是茄科烟草属植物，烟草又分为红花烟，黄花烟，碧冬烟三个亚属，人类种植的主要有红花烟和黄花烟。 中国是世界烟叶的主产国，无论是烟草植物的种植面积还是产量均居世界首位，据统计：2003 年烟叶总产量达到 230 万 t，占全球烟叶总产量 619.2 万 t的 37.3％[1] ；2006 年烟草种植面积约为 1500 万亩，使得烟叶和卷烟产量均已达到世界总产量的三分之一。 目前作为烟草生产大国，我国每年烟叶产量中约有近 25％(近 90-150 万 t)的烟叶、烟末等下脚料由于不能应用于卷烟生产而被废弃，这一现象已经造成非常严重的环境污染问题和严重的生物质能源的浪费，我们将这种被废弃的造成环境污染和能源浪费的烟叶称为低次烟叶；以作为烟草大省的云南为例：每年云南省烤烟产量中约有 30％-35％属于无法满足卷烟加工要求的低等或等外级烟叶，这些低次烟叶未能得到有效的合理的利用[2]。造成这一现象的原因是由于卷烟工业生产过程中对烟叶的品质要求较高，等级质量高的烟叶往往优先利用，且供不应求，这样那些不能满足卷烟生产要求的低次烟叶除很少一部分用来做膨胀烟丝或薄片外，其余大部分低次烟叶在仓库中堆放或丢弃，有的甚至发霉变质引起环境问题，这部分烟叶不仅没有充分发挥其真正的使用价值还造成资源和能源的浪费，其经济损失给国家和企业造成巨大的负担。
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1.2 研究厌氧消化产沼气对于生产生活的意义
厌氧消化产沼气是指将有机物（人畜粪便、农作物秸秆、动植物尸体、工农业生产中产生的有机废水等）经过厌氧消化后产生沼气的过程。而在这个过程当中所产生的沼气、沼液、沼渣等物质分别作为食物链中的一份子成为下一级生产生活中所需的原料、能源、添加剂以及饲料和肥料等的在利用过程称为厌氧消化产沼气的综合利用[3]。可以说，厌氧消化产沼气过程中的产物可以渗透到现代农业生产的各个领域与环节。沼气的综合利用可以加强整个农业生产过程的网络化，形成循环经济，达到农业生产的可持续发展；同时可以实现农业能源与物质的深度利用，达到资源的有效配置。 首先，沼气作为厌氧消化产沼气的最重要的产物，因其具有优质、清洁、环境友好等诸多可再生能源的特点，能够为农业生产和现代生活提供多方面的用途。沼气除了作为生活用能外，还可以为生产提供能量。沼气的综合利用形式和方法主要有：炊事用能、夜间照明、为孵化幼禽提供热能、保鲜以及储存蔬果粮菜等、沼气发电、CO2施肥、沼气增温等[4]。金伟[5]等发现热电联产是大中型沼气的一项工程化技术。 厌氧消化产沼气的残留物（沼液和沼渣）也有诸多方面的用途，厌氧消化产沼气的残留物具有比任何一种堆沤方法制取的有机肥的有机物养分含量都高的特点，并且其氮、磷、钾的不仅大部分都已经转化为速效态而且转化率高达90% [6]。厌氧消化产沼气的残留物最主要应用于一下四个方面：（1）作为饲料利用：养猪、养鱼等。（2）作为肥料利用：改良土壤、有机底肥、有机追肥、液肥等。（3）对病虫害进行防治：通过沼液浸种等方式进行。（4）作为培养料液：栽培各种菌类、培育幼苗和无土栽培等[7]。这四个方面中应用最广泛、最重要的利用方式是将厌氧消化产沼气的残留物作为肥料利用。
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第 2 章 研究的基本原理和依据
2.1 秸秆厌氧消化产沼气原理分析
厌氧消化产沼气是一个微生物作用的过程。即是在厌氧条件下通过微生物的作用使各种有机质如农作物秸秆、人畜粪便和工农业废水所含有机物等转化为沼气的过程。 沼气中一般甲烷占 60%-70%；二氧化碳占 30%-40%；还有数量相对较少的氢气、水蒸气、硫化氢、一氧化氮、氮气、氨气等气体。这些物质的混合构成了通常为大家所认知的混合气体—沼气[30]。 Bryant 等[31-32]在 1972 年提出了厌氧消化的三阶段理论；即厌氧消化产沼气一般分为液化阶段、产酸阶段以及产甲烷阶段三个阶段。液化阶段是指通过微生物分泌的胞外酶（如纤维素酶和脂肪酶等）将农作物秸秆、人畜粪便以及工农业废水中所含的不能被微生物直接利用的大分子状态的碳水化合物分解成可溶于水的能够被微生物直接利用的小分子化合物（一般是多糖水解成单糖或双糖，蛋白质分解成肽和氨基酸，脂肪分解成甘油和脂肪酸）的过程。产酸阶段是指在液化作用完成后，通过不产甲烷菌群的作用使得能够被微生物直接利用的小分子化合物转化成简单的有机酸、醇以及二氧化碳和氢气、氨气等的过程。由于这个阶段最主要的产物是挥发性的有机酸，因此被称为产酸阶段。在经过了液化阶段和产酸阶段后，就进入了产甲烷阶段，该阶段是产甲烷菌群利用产酸阶段产生的有机酸、醇以及二氧化碳等物质生产甲烷和二氧化碳。这个阶段由甲烷和二氧化碳等组成的混合气体称为沼气。
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2.2 秸秆厌氧消化产沼气的工艺要求
一般来说，只要其他工艺条件达到要求（如发酵菌的浓度较高，酸碱度适宜等），厌氧消化容器内温度若在 10℃左右，就可以启动厌氧消化产生沼气；尽管如此，厌氧消化的产气速率和厌氧消化的产气量依然与温度有着极其密切的联系；研究表明，在一定的温度范围内（15℃-40℃）产气速率与产气量随着温度的增高而增大。当平均温度为 24℃时，消化全部牛粪需要 50 天左右的时间，而对植物肥料进行厌氧消化反应，则需要比消化牛粪增加 20 天以上的时间才能完全消化；倘若将牛粪与植物废料混合进行厌氧消化反应则需要的时间为 50-60天。如果将厌氧消化温度控制在 32-37℃的话，那么牛粪的厌氧消化周期不超过28 天。在 15℃到 30℃范围内，在每一个厌氧消化周期中，每个单位原料的产气总量大致相等，但是再 15℃的时候，一个厌氧消化周期为 1 年整，而 35℃时一个厌氧消化周期仅需一个月。当厌氧消化温度低于 10℃时，因微生物生物活性受到抑制进入休眠状态、产气很少，所以达不到实际应用的目的。综上，启动料液的温度要控制在至少 20℃以上，运行料液的温度要调控在至少 15℃以上才能够确保达到产气和实际应用的目的[33-35]。
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第 3 章两种不同的预处理方法对低次烟叶......... 20
3.1 低次烟叶预处理面临的问题 ........... 20
3.2 材料与方法 ......... 20
3.3 结果与分析 ......... 23
3.4 各要点分析 ......... 26
3.5 本章小结 ........... 26
第 4 章不同接种物对低次烟叶厌氧消化产沼气的影响 .......... 28
4.1 接种物在低次烟叶厌氧消化过程中存在的问题 ........... 28
4.2 不同接种物的实验设计 ....... 28
4.3 结果与分析 ......... 30
4.4 各要点分析 ......... 32
4.5 本章小结 ........... 33
第 5 章不同厌氧消化浓度对低次烟叶厌氧消化产沼气的影响 .... 34
5.1 不同厌氧消化浓度的实验设计 ......... 34
5.2 实验结果与分析 ..... 36
5.3 各要点分析 ......... 38
5.4 本章小结 ........... 39
第5章不同厌氧消化浓度对低次烟叶厌氧消化产沼气的影响
浓度：沼气厌氧消化浓度又称为料水比。它是厌氧消化容器内干物质总量与厌氧消化料液总质量的比值，如前文所述，它是影响厌氧消化效率的一个极其重要的因素。 厌氧消化料液的浓度过低单位容积内有机物含量相对减少，不仅产气量低下还造成了厌氧消化容器内资源的浪费；倘若厌氧消化料液浓度过高则厌氧消化原料不易分解并且容易造成大量酸性物质的积累，不利于产甲烷菌的生长和繁殖，最终表现在对正常产气的影响；因此我们在本章将重点讨论和寻找一种相对来说具有比较优势的低次烟叶厌氧消化浓度。
5.1 不同厌氧消化浓度的实验设计
由于厌氧消化浓度范围是 2%-30%[70]，并且，根据研究表明[71-72]，在高温季节，总固体浓度以 6%-8%为宜；而在低温季节，厌氧消化料液的总固体浓度以10%-12%为宜；因此我们根据秸秆厌氧消化的经验将各个实验组设置成浓度分别为 6%、8%、10%、12%；每组三个平行。由于已近深秋，这次试验我们采用水浴箱并辅以相应的温控装置（型号：C3W-221 智能数显温控仪如图 5.1 所示）将温度控制在 24℃进行室温发酵（各厌氧消化组基本数据如表 5.1 所示）。不同浓度厌氧消化实验实物图如图 5.2 所示.
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总结
我国作为烟草种植和消费大国，烟草行业在我国的国民经济中占有相当大的比重；因此如何促进烟草行业持续可循环发展是我国目前非常紧要的一个课题。 然而，在烟草行业中，有很多质地不合格的烟叶不能够被有效的利用，不仅造成了环境污染，而且还造成了极大的能源浪费。云南作为烟草大省，每年有大量的低等或等外级烟叶未能得到合理利用，这一部分烟叶称为低次烟叶，约占全省烤烟产量的 30%-35% 作为烟草大省，云南每年烤烟产量中约有 30％-35％属于无法进行卷烟加工的低等或等外级烟叶未能得到合理利用[2]。而这些低次烟叶中所蕴含的能源与资源都没有得到有效的利用，而且长时间的堆沤丢弃给环境造成了极大的破坏。 而对低次烟叶厌氧消化进而产生沼气是对低次烟叶的有效的处理途径之一。 在这个前提下，我们站在前人的肩膀上从 4 个角度对低次烟叶厌氧消化产沼气进行了研究：
（1）在本文第二章工作原理中，我们讨论了，由于高温厌氧消化环境耗能高、设备要求高、很难实现实际生产中的应用；低温厌氧消化环境虽然容易实现，但是产气量和产气效率均不理想，因此我们所有试验均采用 24℃左右的常温消化，这样既能够保证产气量和产气效率同时也能保证在其在实际生产中的应用价值。
（2）在本文第三章中，我们讨论了两种不同预处理方式对低次烟叶厌氧消化产沼气的影响，得到了由质量分数为 7%的黑曲霉预处理后，低次烟叶中纤维素、半纤维素和木质素总体含量降低，厌氧消化启动时间短，厌氧消化效率以及厌氧消化周期得到明显的改善，并展望了其在实际生产中的应用价值。
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参考文献(略)
代写能源与动力工程毕业论文范文篇三
第一章 绪论
1.1 引言
在自然环境中，98%以上的微生物是以附着在固体物质表面的群体性生物膜（Biofilms）形式生长，而不是以单个的浮游态（planktonic）细胞存在(贾文祥，2012)。微生物膜除了具有菌细胞群体外，还包含粘附于非生物或生物表面由微生物产生的胞外聚合物(主要为胞外多糖，蛋白质和胞外核酸等)组成的复杂三维基质网结构。与浮游态细菌相比，生物膜形态的细菌具有以下优势：（1）膜结构的屏障作用使其对环境的变化具有更强的抵抗能力，如约 60%的人体持续性细菌感染部位的耐药性和抗机体免疫反应能力与组织或器官表面的细菌生物膜结构形成有直接关系（Costerton et al., 1999）；（2）生物膜内的细菌代谢强度低，存活时间更长；（3）细胞间可进行密切而广泛的信息交流和通讯活动。同时，微生物与固体之间的相互作用是一个最基本的生物地球化学过程，对整个地球环境的变化都有重要影响。例如，微生物与土壤矿物的相互作用，如矿物的溶解、金属离子还原沉淀、物质交换等，对于表层矿物结构的进化起了关键作用。然而，多年来，微生物学家对细菌的认识主要局限于单个浮游态的细胞研究，而对群体性微生物膜结构及其与固体的界面相互作用的认识则远远不足。传统的微生物膜理论认为，微生物与固体间的相互作用主要包括简单的吸附/解吸行为、分解矿化、微生物腐蚀、溶解/沉淀等反应过程。伴随着电活性微生物（Electroactive Bacteria, EABs）的分离和生物膜学（Biofilmology）的发展，研究者开始认识到微生物与固体间可进行直接的电子交换反应。这一认识极大地吸引了人们对微生物电化学行为的关注和研究兴趣，导致了电化学微生物学（Electromicrobiology）、电生物地球化学（Electrobiogeochemistry）等新学科的兴起。电活性微生物与固态电子受体/供体(固体腐殖质、铁氧化物、电极、天然导电矿物)的相互作用及电子传递机制也逐渐成为环境微生物领域的研究热点。2010 年 1 月，EST 发表“Biogeochemical Redox Processes”热点专刊，指出电活性微生物的“胞外呼吸”是厌氧环境中的控制性电子转移途径，直接驱动了 C/N/S 等关键元素的生物地球化学循环过程”。
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1.2 电活性微生物
通常将具有胞外呼吸功能的微生物称之为电活性微生物。所谓胞外呼吸，是指在厌氧条件下能够将有机物氧化产生的电子跨膜传递至胞外电子受体或电子反向传递至胞内的过程。其本质是微生物代谢获取能量的一种方式。胞外呼吸是相对于传统的胞内呼吸而言的。胞内呼吸的电子受体（氧、硝酸盐、延胡索酸盐等）一般通过扩散等方式进入细胞内，电子传递及还原反应在细胞内完成。而胞外呼吸的电子受体（如活性炭、铁氧化物）通常则不能进入细胞，只能在胞外被还原。故胞外呼吸可看成是细菌电子传递链延长至细胞膜外的结果。电活性微生物这一概念是近十年来伴随微生物燃料电池（Microbial fuel cells, MFC）的发展而产生的。不过，早在 20 世纪初，英国植物学家 Potter 发现酵母和大肠杆菌培养液在降解有机物的同时可以产生电流（Potter et al., 1911）。这一研究首次暗示了电活性微生物的存在，并由此揭开了微生物燃料电池的研究序幕。 MFC 是一种利用微生物胞外呼吸功能将化学能转换为电能的装置。电活性微生物是影响 MFC 性能的重要因素。尽管 MFC 已有一百多年的历史，早期的MFC 由于产电效率低、稳定性差而一直处于研究低谷乃至停滞。直到 1980 年以后，各种外源电子传递穿梭体（如中性红、Fe(III)EDTA 等）引入 MFC 后，MFC 产电性能才有了较大的提升(Vega et al., 1987)。然而这些外源电子穿梭体的价格昂贵、容易流失或具有毒性等问题仍然限制了其在 MFC 的应用。2005年，美国学者 Bruce Logan 教授提出将有机废水处理和微生物发电的技术相结合，即 MFC 利用废水中的有机物为底物产生电能的概念，给 MFC 的研究注入了新的活力，引起了国内外学者的高度关注(Logan et al., 2005a)。与其他非生物型燃料电池相比，MFC 最大的特点就是电活性微生物在该过程中发挥了催化剂的作用，可以取代昂贵的化学催化剂（如铂等），因而使得该技术具有操作条件温和、节省能源、转化效率高、环境友好等优势。此外，MFC 的燃料来源具有多样性。理论上所有可微生物降解的有机物都可作为 MFC 的燃料，MFC 在处理有机废物的同时产生电能，相比传统的耗能污水处理工艺可有效降低运行成本，因此利用废水有机污染物产电具有非常广阔的应用前景(Logan et al., 2005b)。
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第二章 电活性微生物对五氯酚还原脱氯：生物炭介导机制
2.1 引言
生物炭是由生物质(如木材、农作物秸秆、污泥等)在缺氧或无氧的条件下，经高温慢热解产生的一类富含碳素的固体材料(Lehmann et al., 2011)。它主要由芳香环和单质碳或类石墨结构的碳组成，通常含有 60%以上的碳元素。生物炭制备工艺相对简单，原料来源广泛，价格低廉，并同时具有多种优异的理化特性，包括孔隙多、比表面积大、容重小、吸附能力强、稳定性高、偏碱性，因而在全球气候变化、环境污染修复、能源短缺、粮食危机和农业可持续发展生态污染等方面具有潜在的应用价值和前景(Woolf et al., 2010; Ghani et al., 2013)。在过去短短几年内，生物炭已经成为农业与环境科学领域的研究热点，但主要集中在固碳作用、吸附行为、生物能源、土壤改良剂等方面。例如研究人员估算生物炭可在土壤中保存几百年乃至几千年，是极为稳定的碳固定载体，将不稳定碳转化为芳香性碳骨架封存于土壤中，有望缓解全球气候变暖(Singh et al., 2012)。同时生物炭还可抑制温室气体的排放(Case et al., 2014)。生物炭可用来作吸附剂去除污水中重金属和有机污染物，还可作为稳定剂钝化封锁土壤中污染物(Cao et al., 2011)。将生物炭添加于土壤中可改善土壤的理化性质，从而提高农作物产量(Alburquerque et al., 2013)。生物炭在制备的过程中还可获得生物质能源及化学品，可以节省化石能源，并且降低化石原料的碳排放。目前对生物炭应用于土壤后对环境污染物生物转化的影响研究仍相对薄弱。 一般认为，碳质材料对污染物的吸附作用降低了其生物可利用性，对污染物起了隔离和封存作用，不利于污染物的降解(Tang et al., 2011)。而材料自身的一些理化性质可能又具有加速吸附态污染物化学或生物转化的潜力，使得其对污染物的转化和命运的影响变得错综复杂。例如 Frank 等首先报道活性炭可以作为氧化还原反应电子穿梭体介导并加速污泥微生物对酸性橙和杂氮反应红的还原降解(Van Der Zee et al., 2003)。生物炭作为新兴的一类具有巨大应用潜力的碳质材料，不仅具有与活性炭类似的强大的污染物吸附能力，而且还可以同时具备良好的物理导电性和较多的表面基团，当其广泛应用后对环境污染物的生物转化和命运起着怎样的作用尚不清楚，仍有待进一步研究。
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2.2 材料和方法
Geobacter sulfurreducens PCA （ DSM12127 ）购买于德国菌种保藏中心（DSMZ）。Geobacter sulfurreducens 初始培养基为 NBAF（p H = 7.0），具体配方见表 2-1 至表 2-4。 实验所用水稻秸秆 (Rice straw) 来源于广州华南植物园稻田，椰子壳(Coconut shell)采集于水果市场。自来水清洗泥土、灰尘等杂质后，将水稻秸秆的穗部、叶子和根部去除，剩下茎秆部分剪成 2-3 cm 长左右的小片段，同时将椰子壳切成均匀小块，分别放置在烘箱中 80 °C 烘干。将准备好的水稻秸秆和椰子壳分别装入石英管（长 1.2 m，内径 7 cm）后，管口密封并通入氮气（1.5 L/min），然后置于电阻炉上以 20 °C /min 的速率加热至某一恒定的温度（例如900 °C）并维持 1 h。冷却至室温后，将所得的炭化固体研磨成约 0.15 mm 大小的碳颗粒，并过 100 目筛子，干燥器中贮存备用。根据炭化温度，将不同材料及温度制备的生物炭分别定名为 BCX（秸秆生物炭）和 YBX（椰壳生物炭），其中 X 代表炭化温度。例如 BC400 是指 400 °C 炭化的秸秆生物炭。
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第三章 电活性生物膜对电极电子的吸收及脱氮效果..........57
3.1 引言 ....... 57
3.2 材料与方法 ...... 58
3.3 结果与讨论 ...... 66
3.3.1 粪产碱杆菌和脱氮硫杆菌生物膜的扫描电镜表征 ......... 66
3.3.2 粪产碱杆菌和脱氮硫杆菌生物膜的电化学特性 ............. 68
3.3.3 粪产碱杆菌生物膜对电极电子的吸收及脱氮效果 ......... 71
3.3.4 脱氮硫杆菌生物膜对电极电子的吸收及脱氮效果 ......... 75
3.3.5 脱氮硫杆菌的电子输入机制研究 .... 77
3.4 本章小结 .......... 80
第四章 电活性生物膜固定 CO2电合成有机物研究 .............81
4.1 引言 ....... 81
4.2 材料和方法 ...... 82
4.3 结果与讨论 ...... 88
4.4 本章小结 ........ 102
第五章 粪产碱杆菌与固体电极间的双向电子转移及机制...........103
5.1 引言 ..... 103
5.2 材料与方法 .... 104
5.3 结果与讨论 .... 108
5.4 小结 .... 137
第五章 粪产碱杆菌与固体电极间的双向电子转移及机制
5.1 引言
电活性微生物胞外电子转移涉及微生物与胞外氧化还原固体之间的直接电子流动和交换(Yang et al., 2015)。这既包括从细胞内至胞外固体的电子输出，也包括电子从胞外传递至胞内的输入过程，分别对应于微生物燃料电池的阳极反应和阴极反应。电活性微生物胞外电子的双向转移（输出和输入）具有同等重要的应用潜力，其电子输出可用来生产电能、合成金属纳米颗粒、废水有机物氧化降解等(Logan et al., 2012)。而电子输入过程则可用于电合成生物燃料、污染物还原降解等(Sharma et al., 2013)。 尽管人们已经从各种环境中分离了大量不同种类的 EABs，大多数对 EABs电子跨膜传递机制的研究主要局限于 G. sulfurreducens 和 S. oneidensis MR-1 等几种主要模式菌，而对其他 EABs 电子跨膜传递机制的认识和研究仍十分不足。更重要的是，这些研究大多偏向于阐明胞外呼吸电子的输出机制，而胞外电子输入机制的研究和认识则较为欠缺。研究 EABs 的双向电子传递机制，对于全面理解 EABs 在不同环境条件的环境化学行为及效应、提升其应用潜力具有重要意义。 目前 S. oneidensis MR-1 的双向电子转移机制已经取得了较大进展(Coursolle et al., 2010; Jiao et al., 2011; Sydow et al., 2014)。在电子输出时，S. oneidensis MR-1 采用的是 Mtr 传递途径，呼吸电子依次从 NADH（胞内电子载体）流向甲基萘醌池（menaquinonepool）、Cym A(内膜 c 类型四血红素基团色素蛋白，c-Cyts)、Mtr A(周质空间 c-Cyts)和外膜跨膜蛋白 Mtr B，最终经外膜 Mtr C和 Omc A 传递给胞外电子受体如电极(Yang et al., 2015)。而在电子输入时，S. oneidensis 菌可以利用逆向的 Mtr 电子传递途径进行胞外电子的吸收和传递(Ross et al., 2011; Okamoto al., 2014; Sydow et al., 2014)。但 Geobacter 菌在电子输入时采用了不同于电子输出的电子转移途径(Strycharz et al., 2011)。
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结论
本文以四种电活性微生物(硫还原地杆菌、粪产碱杆菌、脱氮硫杆菌和嗜热自养梭菌)为研究对象，以胞外电子输出/输入为主线，分别从五氯酚还原脱氯、硝酸盐还原脱氮和二氧化碳还原（电合成有机物）等方面研究了微生物与固体电极之间双向的电子转移过程及其效应，并探讨了其可能的电子转移机制，得到以下结论：
（1）秸秆和椰壳生物炭可用作 G. sulfurreducens 生长的电子受体，生物炭电子接受容量越高，G. sulfurreducens 生长量越大。秸秆生物炭能够发挥固态电子穿梭体的功能介导电子从 G. sulfurreducens 到五氯酚(PCP)的转移，从而加速PCP 的还原脱氯。但不同温度制备的秸秆生物炭介导活性差异较大。降解动力学和生物炭表面修饰等结果表明，秸秆生物炭介导 PCP 还原脱氯的活性与其电子交换容量和导电性均有密切关系，证明生物炭以表面氧化还原基团和导电性石墨区域结构两种途径来介导电子从 G. sulfurreducens 到 PCP 的转移机制。
（2）A. faecalis 和 T. denitrificans 生物膜均具有吸收碳布电极的电子进行自养脱氮作用的功能。电极电位越负，两种生物膜的脱氮速率越高。A. faecalis生物膜的脱氮效率(氮去除率 71.6%)明显高于 T. denitrificans(氮去除率 17.8%)。前者以脱氮(Denitrification)和异化硝酸盐还原为氨两种途径进行硝酸盐还原，而后者不存在异化硝酸盐还原为氨途径。原位红外光谱证实 T. denitrificans 外膜氧化还原状态发生了改变，证明其外膜具有电化学活性基团。电子传递抑制剂实验表明 T. denitrificans 吸收的电极电子跨细菌外膜后传递到了质膜上的复合物I、II、III 及醌池，最终传递给脱氮酶。在电子传递至胞内过程中，T. denitrificans将产生的能量贮存至 ATP。
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参考文献(略)
代写能源与动力工程毕业论文范文篇四
第 1 章 前言
1.1 污染土壤
石油泄漏大都直接污染的是土壤，在长期的雨水的淋滤条件下，由于污染物本身的迁移特性，污染物会在地表水流作用下持续向下迁移，进而威胁到含水层的环境安全，石油中烃类污染物质进入土壤造成的污染问题日益严重，特别在油田区更为突出[4]。近些年来，土壤石油污染引起了一系列的环境问题，以 2010 年墨西哥油田井喷事故为例，油类污染物对水质和土壤造成严重污染，进而影响食品安全，对事故污染场地的修复保守估计需要数百年，不仅经济损失严重，而且对生态环境也造成了严重伤害，可见，石油污染土壤的治理和修复已经成为我国以及世界范围内亟待解决的重要环境问题之一[5-8]。 柴油是液态的石油馏分，其黏度和沸点范围介于润滑油与煤油之间，属于组分复杂的混合物，包括烷烃、烯烃、环烷烃、芳香烃、少量含硫、氮有机化合物及添加剂等成分。在柴油制品中，以 0#柴油的应用最为常见，在标准温度 20℃时，其密度是 0.84~0.86g·cm-3。对于石油及其加工产品，习惯上把沸点或沸点范围高的称为重，反之称为轻，故柴油一般分为重柴油和轻柴油。由于柴油机较汽油机功率大，热效率高，且燃料单耗低，更加经济，故柴油是消耗量最大的石油产品之一。吸附一般是放热过程，温度升高会抑制吸附反应，同时高温会影响石油的物理化学性质，使石油的乳化程度和粘滞系数发生改变[9-11]，土壤有机质含量、粘粒含量和溶液的含盐量都会影响低浓度可溶性油在土壤中的吸附行为[12-13]。土壤有机质、p H 值、土壤粒度、离子强度等因素，将对污染物在土壤中的迁移、微生物降解、光解产生不同程度影响[14]。
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1.2 土壤污染修复方法
欧美国家最先开始重视污染土壤的治理技术的研究，先后投入大量的人力和物力进行被污染土壤的修复和治理。土壤污染的修复技术研究成为当前环境保护工程科学和技术研究的一个新热点。美国和欧洲的土壤污染生物修复技术已走出实验室，并在许多石油污染的土壤修复中得到应用。而我国石油污染土壤的修复目前还多限于小型实验研究，实地污染场地修复鲜有案例。现有的石油污染土壤的修复方式包括物理修复、化学修复和生物修复三种。石油轻度污染土壤（油含量<1%）修复常用生物方法；中度污染土壤（1%<油含量<6%）和重度污染土壤（油含量>6%）修复常用表面活性剂增效洗涤或溶剂、植物油萃取方法,美国环保署（USEPA）定义污染场地为：“因堆积、存储、处理、处置和其他方式承载了危害物质的任何区域和空间”。污染场地包含两层含义：其一是指一个特定的空间或区域，具体包括土壤、地下水等；其二是特定的空间或区域已经被有害物质污染，并已经对空间或区域内的人类或自然环境产生了负面影响或者存在潜在的负面影响。 由于污染场地对人类健康和环境造成了严重的影响，因此，国内外各种机构和学者在污染场地的修复技术方面展开了大量的研究。根据场地修复处理工程的位置可以分为原位修复技术（In situ）与异位修复技术（Ex situ）[43]。 相比而言，原位修复技术成本低，操作维护简单，不需要建设较为昂贵的地面工程设施以及对污染物进行远程运输，但是易受场地本身特性的影响[44-45]。异位修复技术在挖掘和设备运行维护方面费用较高，但其修复的周期短，修复效率高，且基本不受场地特性的影响[46-50]。
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第 2 章 实验材料及分析方法
2.1 实验材料及仪器
本实验所用土壤取自上海松江农田，挖取表层深度为 10-20cm 左右土层的土壤，在室温条件下自然风干，去掉杂物，用研钵研磨，分别过 20、40、60、100目筛，采用四分法收集筛分后土壤，放置于无油污染、通风良好的地方储存备用。 筛经过测定其理化性质见表 2-1。由土壤分类标准可知所取土壤属于壤土。 实验所用的柴油污染土壤采用均匀混合方法制备，先称取一定量的未污染土壤放置于玻璃容器中，再称取一定量的柴油溶于适当比例的石油醚中，将柴油-石油醚溶液倒入土壤中，用玻璃棒搅拌使柴油-石油醚与土壤充分接触，混合均匀，将制备的污染土壤放置于避光通风处，待石油醚自由挥发完全后，密封备用。
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2.2 实验内容
分别测定水浸提液和盐提取液的土壤 p H 值。准确称取 1.47g Ca Cl2·H2O 和74.6g KCl 溶于 1L 容量瓶中，用去离子水定容到刻度，配制得到 0.01mol/L 和1mol/L 的 Ca Cl2、KCl 两种溶液。称取 10g 风干后的土壤置于烧杯中，以 5:1 的液固比进行混合，充分均匀搅拌 3min 后静置 1h，最后用 p H 值计分别测定 Ca Cl2溶液、KCl 溶液和水溶液的 p H 值，测定多次取平均值[91]。 p H 值是土壤重要的物理化学性质之一，反映了土壤矿物质的溶解性和离子可迁移性，常用来评估土壤的植物和生物的生存环境。经测定，土壤的 p H 值为8.50。由于盐浸提液中的阳离子（Ca2+和 K+）在和土壤接触时，能与土壤胶体中的阳离子（Al3+、H+）发生交互作用，铝离子（Al3+）从土壤中释放出来水解产生一定量的氢离子（H+），使得盐溶液中所测的土壤 p H 值偏低。 准确称量 25g 土壤与已烘干称重的烧杯中，将烧杯放在烘箱中在 105℃下干燥 24h 左右，称量直到样品重量不发生变化或两次称量误差小于 0.002g，然后将样品从烘箱中取出，转移到干燥器中冷却到室温，记录冷却后样品的质量。干燥前后土壤重量差即位土壤中水分的含量。
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第 3 章 非离子表面活性剂洗涤柴油污染土壤研究........ 22
3.1 洗涤效果对比...... 22
3.2 曝气作用下柴油污染土壤洗涤的影响因素........ 24
3.3 本章小结.... 29
第 4 章 非离子表面活性剂在土壤表面的吸附行为........ 30
4.1 非离子表面活性剂在土壤上的吸附等温线........ 30
4.2 最优洗涤条件下非离子表面活性剂的浸出浓度.......... 32
4.3 本章小结.... 34
第 5 章 非离子表面活性剂洗涤柴油污染土壤机理........ 36
5.1 表面张力.... 36
5.2 接触角........ 39
5.3 本章小结.... 43
第 5 章 非离子表面活性剂洗涤柴油污染土壤机理
目前，对于曝气强化表面活性剂洗涤油类污染土壤的机理还处于初步研究阶段，Cussle 等[109]提出了 5 步增溶机理，首先表面活性剂分子向溶质的表面扩散并吸附在溶质的表面，然后表面活性剂在溶质表面发生“反应”，吸附的表面活性剂转变为增溶有机物的胶束，最后带有有机物的胶束从表面脱附下来并进入本体溶液中。 吸附和解吸现象是由于物质表面化学能变化而引起的，而表面张力是表面化学能间接体现。当土壤颗粒表面张力发生变化时，土壤颗粒表面将发生吸附和解吸作用，将引起土壤接触角大小改变[32,110,115]。所以，可以通过对溶液表面张力和土壤接触角进行表征，来探讨洗涤机理。
5.1 表面张力
表面张力是指液体表面任意二相相邻部分之间垂直于它们的单位长度分界线相互作用的拉力。表面张力的形成同处在液体表面薄层内的分子的特殊状态密切相关。表面活性剂洗涤柴油污染土壤主要是通过降低溶液表面张力，使吸附在土壤颗粒表面的柴油脱附进入到溶液中，从而达到洗涤目的。因此，有必要对非离子表面活性剂溶液表面张力进行研究。在考察曝气洗涤影响因素过程中，发现表面活性剂浓度和溶液 p H 对洗脱率影响较大，因此，可以通过测定浓度和 p H 值对表面活性剂溶液的表面张力影响，来分析表面张力对非离子表面活性剂溶液洗涤柴油污染土壤的作用机理。 三种表面活性剂在不同 CMC 条件下的表面张力如图 5-1 所示。当 Brij-35、TX-100、Tw-80 的浓度为 1 倍 CMC 时，溶液的表面张力分别为 50.45 m N/m、39.22 m N/m、61.40m N/m。Brij-35 的表面张力大于 TX-100，但是 Brij-35 的洗脱率却大于 TX-100，说明对于同一表面活性剂，表面张力越低，洗脱率越大；而对于不同种类表面活性剂，表面张力不是唯一影响因素，它还与表面活性剂结构以及外部实验条件有关[105]。
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结论
本论文研究了曝气作用强化非离子表面活性剂洗涤柴油污染的土壤，考察了曝气洗涤过程中的影响因素，得出了最佳的洗涤工艺条件。并研究了三种非离子表面活性剂 Brij-35、TX-100、Tw-80 在未污染土壤表面的吸附等温线，在最优条件下污染土壤洗涤后表面活性剂浸出浓度。对三种非离子表面活性剂溶液的表面张力进行测定，研究了溶液浓度和 p H 值对表面张力大小的影响。对土壤污染前后和污染土壤洗涤前后的接触角进行测定，研究了污染土壤洗涤前后接触角大小的变化，土壤接触角与含油率之间的关系。根据非离子表面活性剂对污染土壤表面柴油的洗脱率，非离子表面活性剂在土壤表面的吸附和解吸行为，结合对溶液的表面张力和洗涤后土壤接触角表征，探讨了曝气洗涤的作用机理，为曝气联合非离子表面活性剂修复油类污染土壤提供理论支持。 通过实验研究，主要得出了以下结论：
（1）曝气对非离子表面活性剂 Brij-35、TX-100、Tw-80 洗涤污染土壤中柴油有增强作用，曝气作用可以提高洗脱率 10~17%。当浓度为 1 倍 CMC、洗涤时间为 1h、p H 值 11、曝气速率为 7.5L/min 时，三种非离子表明活性剂 Brij-35、TX-100、Tw-80 对柴油污染土壤的洗脱率依次为 77.4%、66.18%、59.84%。非离子表面活性剂 Brij-35 的洗涤效果最好，洗涤后污染土壤中含油率从 7%降低到1.58%，土壤接触角从 24.12°降低到 6.65°。
（2）非离子表面活性剂在未污染土壤上的吸附等温线表明，表面活性剂 Brij-35、TX-100、Tw-80 在平衡浓度分别为 120mg/L、150mg/L、15mg/L 时吸附达到饱和，饱和吸附量分别为 8000μg/g、19000μg/g、1800μg/g。土壤对三种非离子表面活性剂的吸附能力大小顺序为 TX-100>Brij-35>Tw-80。三种非离子表面活性剂Brij-35、TX-100、Tw-80 在最优条件：1 倍 CMC，p H 值 11，洗涤时间 1h，曝气速率 7.5L/min，洗涤土壤后在去离子水中的浸出浓度分别为 2.718mg/L、1.022mg/L、0.004mg/L，低于不曝气时浸出浓度。曝气作用不仅能有效提高洗脱率，洗涤后土壤含油率低，表面活性剂浸出浓度小，有利于生物生长。
（3）非离子表面活性剂溶液表面张力随浓度的增加而降低，但是不受 p H 值的影响。在 1 倍 CMC 时，三种非离子表面活性剂 Brij-35、TX-100、Tw-80 的表面张力依次为 50.45 m N/m、39.22 m N/m、61.40m N/m。对于同种表面活性剂，表面张力越小，柴油洗脱率越大。
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参考文献(略)
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第一章 绪论
1.1 氟喹诺酮类抗生素（FQs）
FQs 是一大类人工合成的抗生素药物，具有抗菌活性强、组织渗透性高、交叉耐药性弱等特点，被广泛应用于泌尿生殖系统和下呼吸道系统等细菌感染疾病的治疗。从 20 世纪 80 年代开始至今，FQs 药物已经发展到第四代，包括诺氟沙星(NOR)、环丙沙星（CIP）、克林沙星（CLI）、加替沙星(GAT)等。其中，环丙沙星是目前广泛应用的 FQs 中抗菌活性最强者，其抗菌活性均较依诺沙星及诺氟沙星强 2~4 倍。 FQs 的基本结构为 4-氟喹诺酮酸，在其喹诺酮环上均含有氟原子，其结构骨架如图 1-1 所示[1]。C-3 上的羧酸和 C-4 上的吡啶酮是 FQs 的主要官能团，主要与细菌细胞 DNA 促旋酶结合，从而抑制细胞 DNA 复制；C-6 上的氟原子能够加强喹诺酮分子与 DNA 促旋酶的结合，增强喹诺酮对细胞组织的渗透力。N-1上的取代基主要影响 FQs 的抗菌谱；当 R2取代基为哌嗪环时，FQs 就同时含有碱性基团哌嗪基和酸性基团羧基，属于两性化合物。大部分 FQs 不溶于石油醚、四氯化碳和氯仿，能溶于甲醇、氰甲烷、乙腈，难溶于水，易溶于冰醋酸，稀酸性和稀碱性溶液。通常情况下，温度、pH 和光照对大部分 FQs 的稳定性影响较小，但小部分 FQs 对光敏感。由于含有苯并杂环结构和羧基、羟基等基团生成的共轭体系，FQs 分子在紫外光区 240~300nm 和 320~360nm 处均有吸收峰。FQs 是我国使用最广泛的几类抗生素之一，主要通过口服和注射方式使用。这类物质进入人体和动物体内后，只有小部分能被机体吸收，70%仍以原形及其降解产物被排出体外，这类废水最终进入污水处理厂进行集中处理。然而，现有的废水处理工艺对 FQs的去除效果有限，导致仍有一部分FQs进入自然环境中，给环境生态安全带来潜在的危害。
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1.2 FQs 的耐药机制
由于人们不规范地使用抗生素，使得这类活性物质通过各种途径不断进入环境中，造成其―假持续‖的表象。长期暴露在低剂量的抗生素环境中，微生物会在环境选择压力下对抗生素产生抗药性。欧洲抗菌药消费监督委员会（European Surveillance for Antimicrobial Consumption）发现在 2007~2010 年间，微生物对FQs 的抗药性有明显的增加趋势[2]。 通常，微生物对抗生素产生抗药性可以分为外因与内因。内因是位于微生物染色体上的基因发生突变引起，这种也叫做固有抗药性，能够通过生长繁殖保留下来。外因是通过质粒、整合子等遗传因子载体进行抗性基因的水平转移。目前，微生物的抗药性主要是通过质粒等载体的水平基因转移获得。基因的水平转移加快了抗性基因的扩散，使抗性基因在不同微生物种之间传播，甚至导致多重耐药性微生物的出现。具有这些抗性基因的微生物可能通过各种途径进入人体，对人类及生态健康安全具有重大的危害。微生物对 FQs 的抗药机制主要有质粒介导喹诺酮耐药（plasmid-mediated quinolone resistance）和染色体介导喹诺酮耐药（quinolone resistance-determining region）。
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第二章 环丙沙星在曝气生物滤池（BAF）中的污染行为特征
2.1 曝气生物滤池系统装置平台的搭建及其稳定运行
曝气生物滤池工艺是目前世界上应用最为广泛的污水处理工艺之一，其具备占地面积小、处理负荷高、基建投资少等优势。最初，BAF 的主要功能是去除有机物和截留固体物质。近年来， BAF 处理技术得到了广泛的发展，被应用于屠宰场和造纸工业的废水处理[61]。目前，BAF 在我国还处于推广阶段[62]，它主要与微污染水处理和污水的深度处理。随着研究的深入，BAF 也同其他污水处理技术结合直接用于二级处理。 本研究采用 BAF 处理含有 CIP 的生活污水，研究曝气生物滤池硝化（反硝化）处理 CIP，以及 CIP 对 BAF 中硝化反应的影响。同时研究其对细菌微生物的抗性基因的形成及抗性菌群变迁的影响。 BAF 工艺基本原理如下：滤池中装有比表面积较大的滤料，污水在通过滤池时在滤料表面生长以微生物为主的生物膜。生物膜上微生物能够利用污水中的C、N 等营养元素进行新陈代谢，而使污水得以快速净化。同时，生物膜的絮凝作用和压实状态的滤料截留了污水中大量的悬浮物。随着系统的运行，不断生长的生物膜和截留下的 SS 使滤料层的空隙持续减少，系统的水头损失开始持续增大至严重影响系统的运行，甚至出水水质变差，这时需要对滤料层进行反冲洗，以更新生物膜和释放截留的固体物质。系统进行反冲洗后又开始进入高效运行阶段。 实验装置设计如图 2-1 所示。BAF 为一圆形有机玻璃柱，柱高 116cm，内径8cm，填料层高度为 90cm；在滤池上部设有溢流口与反冲洗排水口，底部设有处理进水口和反冲洗进水口；距滤池底端 10cm 设有曝气管，曝气管前段设有曝气头。BAF 以沸石为填充滤料。沸石由巩义市晟鑫水处理材料有限公司提供，沸石容重 1.4kg/m3，表观密度 1.8~2.2kg/m3，比表面积≥500m2/g，空隙率≥50%，盐酸可溶率<0.1%，抗压强度>4MPa，摩擦损失率<0.5%。
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2.2 实验试剂
CIP（纯度为 99%），NOR（纯度为 98%），均购自百灵威公司。甲醇、乙腈为色谱纯，购自美国 Sigma-Aldrich 公司。碳酸钠、碳酸氢钠、盐酸、氢氧化钠、磷酸和乙二胺四乙酸二钠（Na2EDTA）均为分析纯，购自国药集团化学试剂有限公司。实验所需溶液的配制方法如下： （1）CIP 贮备液：精确量取 CIP 标准品 100mg 于 100mL 容量瓶中，配制成 CIP的标准储备液，浓度为 1g/L，置于 4?C 冰箱保存。使用时，用高纯水稀释到所需浓度。 （2）NOR 贮备液：精确量取 NOR 标准品 20mg 于 100mL 容量瓶中，配制成 CIP的标准储备液，浓度为 200mg/L，置于 4?C 冰箱保存。使用时，用高纯水稀释到指定浓度。 （3）Na2CO3标准液：准确称取 19.08g Na2CO3于 500ml 烧杯中，充分溶解用去离子水定容至 500mL，得 0.36mol/L 的 Na2CO3储备液。准确吸取 10ml Na2CO3储备液用超纯水稀释定容至 1000mL 容量瓶，即为 3.6mmol/L 的 Na2CO3标准液 （4）NaHCO3标准液：准确称取 25.22g Na2CO3于 500ml 烧杯中，充分溶解用去离子水定容至 500mL，得 0.6mol/L 的 Na2CO3储备液。准确吸取 10ml Na2CO3储备液用超纯水稀释定容至 1000mL 容量瓶，即为 6.0mmol/L 的 Na2CO3标准液 （5）NO2-标准溶液：准确称取 0.1848g 的 KNO2于 100ml 烧杯中，充分溶解用去离子水定容至 100mL，得 1000mg/L 的 NO2-储备液。 （6）NO3-标准溶液：准确称取 0.1629g 的 KNO3于 100ml 烧杯中，充分溶解用去离子水定容至 100mL，得 1000mg/L 的 NO2-储备液。 （7）流动相储备液液：用纯水配制 0.025mol/L 磷酸溶液，用三乙胺调节 pH=2.5后定容至 500mL，将配制好的 0.025mol/L 磷酸溶液同 HPLC 纯的乙腈以体积比50:50 进行混合，混合液即为流动相储备液。
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第三章 CIP-ARGs 在 BAF 中的行为特征及演变规律 ......... 30
3.1 实验材料 .......... 30
3.1.1 实验试剂........ 30
3.1.2 仪器设备........ 30
3.1.3 缓冲液的配制 ....... 31
3.2 实验方法 .......... 31
3.3 结果与讨论 ...... 35
3.3.1 生物膜中 CIR-ARGs 的检测 ........ 35
3.3.2 出水中 CIR-ARGs 的检测..... 38
3.3.3 CIP 与 CIP-ARGs 相关性分析 ...... 40
3.4 本章小结 .......... 41
第四章 BAF 生物膜中微生物群落的研究 ....... 43
4.1 实验用品 .......... 43
4.2 实验方法 .......... 44
4.3 结果与讨论 ...... 49
4.4 本章小结 .......... 55
第五章 结论与建议 ...... 57
5.1 结论 .......... 57
5.2 展望 .... 58
4.4 本章小结
本章主要讨论了 DO、CIP、氨氮对生物膜中微生物群落结构的影响，实验结论如下：
（1）高通量测序结果表明，曝气生物滤池中优势菌属为 Proteobacteria、Bacteroidetes。其中，运行初期的曝气生物滤池中优势菌属还包括 Cyanobacteria。此外，检测出的优势微生物中都不包括反硝化细菌（在属的水平），这与 BAF 中较差的反硝化作用应相符合
（2）入水氨氮的不同造成 BAF 中微生物群落结构的差异。2#BAF 中微生物丰度高于 3#BAF，但 3#BAF 中微生物多样性高于 2#BAF。2 组 BAF 中参与硝化过程的主要微生物为亚硝酸菌属（Nitrosomonas）和硝化螺旋菌属（Nitrospira）。同时数据表明，3 号中 Nitrosomonas、Nitrospira 丰度均高于 2 号样品，这与 3#BAF具有更高的硝化负荷相一致。
（3）DO 从 5~6mg/L 下降至 1.5~2.5mg/L 时，BAF 中微生物丰度差别不大，但微生物多样性有所增大。Desulfobacter、 Zoogloea 、Dechloromonas 是 BAF 中三个最主要的菌属。DO 下降后，Acinetobacter 、Arcobacter 、Sulfuricurvum 的丰度明显降低，而 Flavobacterium、Thauera、Arenimonas 的丰度明显上升。
（4）投加不同浓度 CIP 对 BAF 中微生物群落结构有较大的影响，微生物的多样性随着CIP浓度增大先下降后上升。BAF中优势菌属为变形菌门（Proteobacteria）和拟杆菌门（Bacteroidetes）。投加 50μg/L 的 CIP 后，硝化螺旋菌属（Nitrospirae）的丰度有所下降，但继续增加 CIP 浓度对其没有明显作用。而蓝藻门（Cyanobacteria）的丰度在投加 CIP 后明显下降，表明其对 CIP 的存在较敏感。此外，高浓度 CIP 对绿菌门（Chlorobi） 和绿弯菌门（Chloroflexi）没有抑制作用，使得其丰度上升。
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结论
本文以曝气生物滤池作为研究对象，考察了 DO、C/N、CIP 的初始浓度对BAF 中 COD 去除和硝化作用影响，同时检测其对 CIP 的去除作用，采用荧光定量 PCR 方法定量检测分析了 4 种 CIP-ARGs 在此过程中的丰度变化，并采用PCR-DGGE 结合高通量测序技术检测 BAF 中微生物群落结构的变化。主要研究结论如下：
（1）当 DO 下降时，3 组 BAF 中 COD 的去除率分别平均下降了 9.99%、9.54%、11.64%，但有机物仍可得到较好的去除。而 3 组 BAF 中氨氮平均去除率分别下降 51.8%、51.9%、34.2%，出水中 NH4+-N、NO2-和 NO3-浓度有明显变化，表明DO 的改变对硝化作用有极大的抑制作用。此外，2 组装置中 CIP 去除率明显开始下降，其平均去除率分别下降了 7.9%、9.2%。
（2）C/N 增大后，BAF 中 COD 去除率都有所增大，COD 去除率上升了17.69%~18.66%。同时，BAF 出水中 NH4+-N、NO2-和 NO3-浓度也有不同程度的改变。出水 NH4+-N，NO2-浓度都有所下降，而出水 NO3-浓度则增大，C/N 值增大在一定程度上促进了硝化反应的进行。同时，CIP 的去除率随入水 C/N 值增大而有所增大，但增幅较小。
（3）当进水 CIP 浓度为 0~300μg/L 时，3 组 BAF 中 COD 的去除效果相对稳定。投加 50μg/L 的 CIP，BAF 中硝化过程基本没有影响。但 CIP 浓度增大到 300μg/L时，NH4+-N 出水浓度增大，表明高浓度 CIP 对氨氧化过程有抑制。同时，CIP的去除率随着投加 CIP 升高而略有减少。此外，在整个系统运行期间中，3#BAF中的 CIP 去除率都高于 2#BAF，表明硝化反应有利于 CIP 的生物降解率。此外，BAF 中的 TN 去除率较低，反硝化反应较弱，基本可以不考虑反硝化作用。
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参考文献(略)