一、两种酵母菌吸附铀的对比研究（论文文献综述）
张丰生[1]（2021）在《酵母菌对重金属铅吸附及抗性机理的研究》文中提出重金属铅对人类健康造成的危害一直存在,虽然生物修复重金属铅污染的研究比较热门,但对于酵母菌重金属铅抗性和吸附机理的研究尚处于起步阶段。针对此问题本试验以3株前期分离自内蒙古重金属污染区的吸附和抗性各不相同的异常威克汉姆酵母（Wickerhamomyces anomalus）QF-1-1、胶红酵母（Rhodotorula mucilaginosa）QD-2-6、金佩梅奇酵母（Metschnikowia chrysoperlae）QK-1-5为研究对象,首先对3株酵母菌进行吸附铅能力和抗铅水平的测定,然后运用透射电镜（TEM）、傅里叶红外光谱（FTIR）等现代分析技术和Pb2+胁迫下细胞内活性物质的动态变化,揭示3株酵母菌对Pb2+的吸附及抗性机理。最后通过对W.anomalus QF-1-1进行基因组测序,预测该酵母菌中与重金属铅吸附及抗性相关的基因并测定相关基因的表达量。W.anomalus QF-1-1对Pb2+的吸附能力及抗性水平高于R.mucilaginosa QD-2-6和M.chrysoperlae QK-1-5,100 mg/L Pb2+浓度时,对Pb2+吸附率可达99.28±0.25%,几乎完全吸附;抗Pb2+胁迫能力分别为8000 mg/L、6000 mg/L、4000 mg/L。W.anomalus QF-1-1和M.chrysoperlae QK-1-5对Pb2+的吸附机理以细胞壁基团（-OH、-C-N-和-NH等）与Pb2+络合沉淀为主,以及胞内积累和离子交换机理共同作用。R.mucilaginosa QD-2-6对Pb2+的吸附机理只有细胞壁基团与Pb2+络合沉淀和胞内积累。Pb2+胁迫时通过增加可溶性蛋白含量、抗氧化酶（SOD、POD、CAT）活性和谷胱甘肽含量来提高菌体对Pb2+抵抗能力,其中W.anomalus QF-1-1和R.mucilaginosa QD-2-6清除Pb2+诱导的氧化损伤能力强于M.chrysoperlae QK-1-5。W.anomalus QF-1-1对Pb2+有高吸附高抗性的原因是表面大量官能基团、褶皱导致的表面吸附能力,胞内积累能力以及清除Pb2+诱导的氧化损伤能力都强于M.chrysoperlae QK-1-5。R.mucilaginosa QD-2-6对Pb2+低吸附高抗性的原因是不具有离子交换能力,参与Pb2+吸附的官能团含量和胞内积累能力都较低,但对Pb2+的胁迫能及时做出应激防御。因此,在Pb2+胁迫下菌体应同时具有高应激防御机制和高表面吸附能力才能对Pb2+高抗性及高吸附。对重金属铅有高吸附高抗性的W.anomalus QF-1-1基因组经组装后长度为15,501,755 bp、GC含量为34.01%、编码基因6446个、2个5S r RNA、435个t RNA和93条散在重复序列。通过GO、KEGG和COG数据库中共注释预测到63个可能参与重金属吸附、转运、区隔等过程密切相关的ABC转运蛋白和抗氧化基因。并且Pb2+的胁迫能显着提高SODC、CTT、HSP12、VAN1、TSL1等与吸附及抗性相关基因的表达,其中抗氧化物酶活力变化与抗氧化物酶基因表达的变化基本一致。
张伟[2]（2020）在《辐照作用下微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控研究》文中指出铀在自然界中存在U（Ⅳ）和U（Ⅵ）两种稳定的价态。将可溶性的U（Ⅵ）还原成难溶性的U（Ⅳ）是有效阻止铀迁移的作用机制之一。微生物法还原U（Ⅵ）是对目前核素固化方法的补充和探索,具有极大的应用前景。半导体矿物光催化技术对重金属离子和放射性核素价态的定向调控,具有操作简单、绿色环保等特点。地球表层是极为复杂的多元开放系统,无机界和有机界密不可分。单一的处理方法已经不能满足严格的环保要求和原位绿色治理污染的目标。因此,基于现实铀矿区生态圈中,辐照场、微生物和矿物共存的特点,开展γ射线辐照作用下微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控研究,可为在露天矿区利用光电能微生物原位生态修复放射性铀污染提供参考依据,对科学认识和评价半导体矿物—微生物—铀交互作用体系的环境和健康效应具有重要指导意义。本论文以γ射线和模拟日光为能量来源,结合矿物学、微生物学、半导体物理学、生物化学等理论知识和测试手段,探究了 γ射线对半导体矿物光电活性改变的影响因素和机理,对比分析了光照/辐照致半导体矿物产生光电子/辐照电子对微生物的生物学效应,通过研究半导体矿物光电子/辐照电子对U（Ⅵ）的催化还原、两种微生物与U（Ⅵ）的相互作用,深入探寻了 γ射线辐照作用下光电能微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控机制。获得的主要成果与结论如下:（1）开展γ射线辐照改变半导体矿物光电活性的研究。结果表明,γ射线辐照可以调节半导体矿物禁带宽度,可以改变半导体矿物光电活性。相比于对照组,Y射线辐照后P25组和闪锌矿组半导体矿物禁带宽度变窄,羟基氧比例升高,瞬态光响应增强,光催化活性提升;锐钛矿组半导体矿物禁带宽度增大,瞬态光响应减弱,光催化活性降低。辐照产生的氧缺陷可在TiO2导带下方形成能同导带杂化的杂质能级,是γ射线致P25禁带宽度窄化的主要机理。P25禁带宽度窄化使得其光谱响应范围拓宽,因辐照在P25表面产生的缺陷中心和增加的羟基自由基又促进了光生电子和空穴对的有效分离。二者的共同作用使P25光电活性得到了有效提升。（2）明确了半导体矿物在UV-Vis或γ射线辐照下扮演着保护细胞与提供能量的双重作用。寡营养条件下,在有光电子或辐照电子产生的体系中,粪产碱杆菌和考克氏菌的生物存活率明显高于对照组。光电子或辐照电子可以直接或间接方式被光电能微生物吸收利用,参与微生物的三羧酸循环并产生能量用于菌体自身生长代谢或存活。光电子和辐照电子是一种特殊的中间态电子,随着它们被光电能微生吸收利用最终会转化为供菌体存活的能量,因此二者在传递给光电能微生物作为能量利用时并无差异。（3）建立在线检测γ射线致半导体矿物产生辐照电子的实验体系,考察了γ射线辐照/模拟日光照射下半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控机理。辐照电子和光电子都可以将还原电位比半导体矿物导带电位更正的U（Ⅵ）还原。γ射线辐照/模拟日光照射下半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控包括两部分:一是辐照电子或光电子通过直接传递或间接传递、以单电子分步转移的方式传递给U（Ⅵ）,完成铀从+6价到+4价的还原。二是γ射线或UV-Vis辐解水产生的羟基自由基及未被捕获的空穴可以氧化U（Ⅳ）,完成铀从+4价到+6价的氧化过程。在能量利用方面,辐照电子（γ射线辐照剂量率为60 Gy/min、t=6.0h）参与U（Ⅵ）还原的有效利用率低于光电子（入射光的光功率密度为100 mW/cm2、t=6.0h）的利用率。（4）利用批次静态吸附实验考察了粪产碱杆菌和考克氏菌吸附U（Ⅵ）的行为和作用机理。明确了粪产碱杆菌和考克氏菌都可以有效去除水体中的铀。自然光照下,粪产碱杆菌对U（Ⅵ）的最大吸附量为642.7 mg/g,考克氏菌对U（Ⅵ）的最大吸附量为367.0 mg/g,高于目前文献报道的大部分细菌类微生物对铀的吸附量。γ射线辐照下,二者对U（Ⅵ）的吸附量均高于自然光照组。粪产碱杆菌和考克氏菌与U（Ⅵ）的相互作用机理均包含了生物吸附、生物矿化、生物还原和生物胞内累积四个部分。以呼吸作用进行产能代谢的粪产碱杆菌和考克氏菌在吸附U（Ⅵ）的过程中,可以提供生物电子并传递给胞外的电子受体U（Ⅵ）,完成铀从+6价到+4价的还原,实现对U（Ⅵ）的定向价态调控。（5）通过构建光电能微生物介导电极、开展光电能微生物介导电极去除U（Ⅵ）的行为、微生物与半导体矿物电极共存体系去除U（Ⅵ）的行为研究发现,光电能微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控机理包括能量调控、介质调控和价态调控这三个层次。能量调控是指,当激发光源是模拟日光光源时,P25光催化作用在对U（Ⅵ）→U（Ⅳ）的定向调控中起主导作用;当激发光源是γ射线时,光电能微生物参与的还原U（Ⅵ）在对U（Ⅵ）→U（Ⅳ）的定向调控中起主导作用。调控U（Ⅵ）价态的介质主体主要有三种:微生物介质、半导体矿物介质和光电能微生物—半导体矿物联合介质。价态调控包括U（Ⅵ）到U（Ⅳ）的还原调控和U（Ⅳ）到U（Ⅵ）的氧化调控。U（Ⅵ）可分别从三种介质主体获得生物电子、光电子或辐照电子而被还原成U（Ⅳ）。U（Ⅳ）被氧化成U（Ⅵ）则主要归因于溶液体系中被辐解产生的羟基自由基和半导体矿物产生的空穴。
胡孟飞[3]（2020）在《高效除磷酵母菌株Candida rugosa BL3的除磷效能及除磷机理研究》文中研究指明水体富营养化是我国各大湖区所面临的主要水环境问题,水华、赤潮现象频频发生,磷元素的超标排放是造成这一现象产生的主要原因之一,同时,由于磷是不可再生资源,目前人类社会的磷循环受到威胁。因此,如何将废水中的磷类污染物去除,并将其加以回收利用成为同时解决以上两种问题的关键。酵母菌是一种单细胞真菌,具有体积大、生长快、污泥沉降性能好等优点,是生物除磷系统中的一种常见微生物。由于酵母菌在生物污泥中所占比重较小,其研究并不成熟,但酵母菌在生物除磷中的应用潜能是巨大的,所以探究酵母菌在废水处理中的除磷效能是有重要意义的。本研究以课题组前期从缺氧/好氧（A/O）交替生物膜系统中筛选出来的一株除磷酵母菌BL3为试验菌株,以模拟市政废水为废水除磷系统,进行高效除磷酵母菌Candida rugosa BL3的除磷效能及除磷机理研究。该菌株经鉴定为褶皱假丝酵母（Candida rugosa）,并命名Candida rugosa BL3,以下均简称菌株BL3。菌落呈乳白色扁平蜡状,粘稠易挑起;孢子生殖;能够形成圆形子囊孢子,无掷孢子;即能生成假菌丝,也能生成真菌丝;世代时间为2.53 h。本文在不同接种量、不同温度、不同pH值、不同溶解氧含量、不同碳源、不同碳磷比（C/P）、不同氮磷比（N/P）条件下,对比了菌株BL3生长情况与除磷性能的影响。得出本研究中最佳接种量为5%;菌株BL3最适温度范围为25～35℃,最适pH值范围为5.0～7.0,好氧条件下除磷性能最佳,菌株BL3最佳碳源为葡萄糖与乙酸钠的混合碳源,最佳C/P为40,最佳N/P为3。试验探究了菌株BL3在除磷过程中上清液、细胞、胞外聚合物（EPS）、胞膜4个部位磷酸盐浓度动态变化过程。发现培养前期,液相中的磷元素大部分被细胞分泌的EPS吸附,小部分被细胞吸收利用;培养后期,存储于EPS中的磷开始向胞内转移。当上清液中的磷浓度不再变化时,EPS除磷贡献率60～70%,菌体除磷贡献率10～20%,细胞膜上磷含量5～10%。除磷前、后菌株经电子扫描显微镜（SEM）观察显示,除磷前菌体饱满有活力,除磷后菌体富集在一起,细胞变小且形态模糊。由X射线能谱分析（EDS）谱图分析可得,细胞表面主要由碳（C）、氮（N）、氧（O）元素组成,除磷前P峰原子百分比仅占0.28%,而除磷过程结束后,P峰原子百分比均增至3.16%,说明培养基内的磷元素被转移至细胞表面或细胞内部。通过烧杯试验研究了三种胞内聚合物:聚羟基脂肪酸酯（PHA）、糖原质及聚磷颗粒（Poly-P）,两种胞外碳源:乙酸钠及葡萄糖的累积及消耗情况,通过31P核磁共振技术检测了胞内磷的储存形态,初步得出胞内磷的累积途径及累积形态。菌株BL3胞内储能物质为PHA和糖原质,储磷物质为Poly-P。胞内正磷大约占10%,磷酸单酯大约占15%,磷酸二酯大约占55%,聚磷大约占20%。酵母菌BL3的除磷过程为:首先,菌株BL3利用乙酸钠合成PHA,以葡萄糖合成糖原质;然后菌株利用合成的PHA与糖原质为能量物质,从外界吸收游离的无机磷酸盐颗粒,合成聚磷物质Poly-P,以维持自身代谢需求。通过研究菌株BL3在除磷过程中所分泌的EPS的主要组成成分及其动态变化过程,分析酸性磷酸酯酶在除磷过程中的响应情况,检测EPS中的储磷形态,初步得出了EPS中的磷酸盐代谢模型。研究发现,蛋白质和多糖是构成EPS的主要成分,且浓度比≈7:3。菌株BL3在除磷过程中分泌酸性磷酸酯酶,其活性与菌株除磷率间有直接的正相关线性关系。在不同初始磷浓度下,酸性磷酸酯酶的分泌量不同:当外界磷含量低于菌株BL3生长所需摄磷量时,菌株BL3会大量分泌酸性磷酸酯酶,当外界磷含量满足细胞生长所需摄磷量时,磷酸酯酶分泌量会适当减少。31P核磁共振图谱显示,EPS中正磷大约占40%,聚磷大约占43%,其他主要以磷酸单酯和磷酸二酯的形式存在,分别占比10%和7%。菌株BL3对于环境中P的吸收受胞内PHO机制的调控:细胞感应外界磷浓度,释放相应的酸性磷酸酯酶与磷酸盐转运蛋白,酸性磷酸酯酶将EPS中的有机磷转化为易吸收的无机磷酸盐离子,游离的无机磷酸盐离子被细胞分泌的磷酸盐转运蛋白转运至胞内。本文以褶皱假丝酵母Candida rugosa BL3为研究对象,探究了其在不同环境条件下的除磷效能、菌体细胞磷酸盐代谢途径及EPS在菌株除磷过程中的作用,阐明了菌株BL3的除磷机理,为探寻新的除磷微生物提供了理论基础。
尤青[4]（2020）在《地球化学因子对核黄素介导Sphingomonas sanxanigenens固定地下水沉积物中铀的影响》文中研究指明地浸、堆浸及常规采铀技术的广泛应用,使某些浅层甚至深层地下水遭到了一定程度的污染。因此,这类地下水的修复是亟待研究解决的问题。浅层及深层铀污染地下水沉积物中含有对铀具有较强吸附作用的赤铁矿,吸附在铁矿物上的铀在微生物作用下会导致其释放和再固定。目前腐殖质、核黄素（RF）和蒽醌-2,6-二磺酸盐等电子穿梭体介导微生物还原性溶解铁矿物导致其吸附的重金属的迁移转化研究已有少量文献报道,但地球化学因子对RF介导微生物导致载铀赤铁矿还原性溶解的影响机制尚不清楚。因此,本文拟将载铀赤铁矿、RF和Sphingomonas sanxanigenens（S.sanxanigenens）同时投加到培养基中,通过模型试验研究pH值、温度和共存离子对RF介导S.sanxanigenens还原性溶解载铀赤铁矿及再固定铀的影响,同时监测厌氧培养过程中溶液的总铁、Fe（Ⅱ）和U（Ⅵ）浓度的变化,并通过SEM-EDS、XPS和五步连续提取等手段分析还原性溶解前后固体产物中铁和铀的化学形态和价态,以获得促进RF介导S.sanxanigenens将载铀赤铁矿中铀的解吸、还原与再固定为稳定态铀的最佳条件,进而为提出RF介导S.sanxanigenens释放及再固定铀的新方法奠定基础。研究结果表明,S.sanxanigenens能够还原性溶解载铀赤铁矿,从而导致铀的解吸;RF能够促进S.sanxanigenens还原性溶解载铀赤铁矿使铀释放,同时促进释放出来的铀被再固定形成稳定态铀,且RF的浓度越高越有利于该过程的发生;在中性和碱性环境有利于RF介导S.sanxanigenens对赤铁矿吸附的铀的的释放及再固定;温度越高越有利于RF介导S.sanxanigenens对赤铁矿吸附的铀的释放,进而导致铀被固定的量显着增加;添加2 mmol/L CO32-和Ca2+有利于RF介导S.sanxanigenens对赤铁矿吸附的铀的释放而抑制铀的再固定;添加2 mmol/L PO43-能促进释放到溶液中的铀转化为稳定态铀,从而实现铀的固定;通过SEM-EDS和XPS分析表明,RF能促进S.sanxanigenens还原Fe（Ⅲ）和U（Ⅵ）,且反应过程伴随着次生铁矿物的生成。
丁蕾[5]（2019）在《赖氏菌对土壤中铀的固定试验研究》文中指出铀矿区的生态环境问题是世界各国关切和面临的重大难题,其中复杂土壤环境中铀的污染修复又是最具挑战性的课题之一,采用细菌强化固定被认为是阻控土壤中铀进一步迁移、缓解这一问题的有效途径。为探讨细菌对土壤中铀的固定效果及固定机理,从某铀尾矿附近土壤中筛选出一株赖氏菌（Leifsonia sp.）,通过静态试验探讨了溶液初始pH值、初始铀浓度、菌体投加量、反应时间以及磷酸盐等因素对Leifsonia sp.去除溶液中铀的影响;通过动态淋滤柱试验,对土壤中铀的含量、pH值进行测定;采用改进BCR提取方法对土壤中铀的形态进行测定,考察了Leifsonia sp.对土壤中铀的淋滤释放影响;并借助SEM-EDS、XRD、FTIR以及XPS等分析检测手段,探讨了Leifsonia sp.固定铀的机理。主要研究结果如下:Leifsonia sp对溶液中铀的单因素试验结果表明,影响Leifsonia sp.吸附溶液中铀的主要因素有溶液初始pH值、初始铀浓度以及菌体投加量。在溶液初始pH为5、初始铀浓度为10 mg/L、菌体投加量为0.23 g/L、反应时间为12 h、温度为30℃时,Leifsonia sp.对溶液中铀的去除效果最佳,吸附率达95.35%,吸附量为40.87 mg/g;该吸附过程符合准二级动力学模型,Langmuir吸附等温线能较好的描述Leifsonia sp.对溶液中铀的吸附,吸附类型主要为单分子层吸附。动态淋滤柱试验结果表明,对照组和添加Leifsonia sp.的试验组铀累计析出量分别为2.973 mg、2.231 mg,Leifsonia sp.能减少土壤中铀的析出。结合SEM-EDS、XRD、FTIR与XPS等表征手段分析,Leifsonia sp.通过改变土壤中铀的形态降低铀的析出,其中起重要作用的官能团为羧基和磷酸基团。这些研究结果表明,Leifsonia sp.对土壤中的铀起到固定作用,利用Leifsonia sp.原位固定土壤中铀具有一定的应用前景。本研究在一定程度上可为细菌固定土壤中铀提供理论依据。
张伟,董发勤,杨杰,聂小琴,王岩,霍婷婷,周琳[6]（2018）在《三种非活性微生物对铀的吸附行为及其受γ辐照的动力学影响》文中研究表明以非活性酿酒酵母菌、耐辐射奇球菌、大肠杆菌为研究对象,利用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）、红外光谱（FTIR）等测试手段,研究溶液初始pH值、U（Ⅵ）初始浓度等因素对三种非活性微生物吸附U（Ⅵ）的影响,并探讨了不同强度γ辐照下三种非活性微生物对U（Ⅵ）的吸附动力学过程。结果显示:三种非活性微生物均能有效去除水体中的U（Ⅵ）,并且是一个快速反应过程。溶液pH=5.0时吸附效果最佳。同等实验条件下,三种非活性微生物吸附U（Ⅵ）达到吸附平衡的顺序为酿酒酵母菌>耐辐射奇球菌>大肠杆菌。三种非活性微生物细胞通过细胞表面的羟基、氨基、羧基、羰基及磷酸基团的配位作用来吸附铀。γ射线辐照后,三种非活性微生物对U（Ⅵ）的吸附率明显低于未受辐照时的吸附率,原因可能是辐照因素改变了菌体表面的活性位点。实验用非活性微生物与U（Ⅵ）作用的激烈程度是细菌>真菌。
卢鑫[7]（2017）在《基于杯芳烃与偕胺肟的功能材料制备及其对金属离子分离特性研究》文中提出核能作为一种低碳、高效的清洁能源,受到人们的广泛关注。随着核电事业的发展,铀资源的需求急剧攀升,陆地铀资源已经不能满足核工业的需求,因此对海水、盐湖等水体中铀的分离提取有重要的意义。另一方面,随着核工业的飞速发展,大量的核废液也随之产生,核废液中仍含有大量的镧锕系金属离子。无论是从资源的可持续利用还是环境安全的角度考虑,对核废液中镧锕系金属离子的富集工作具有重大意义。因此,深入开展水体中镧锕系金属离子的分离提取工作是十分必要的。杯芳烃具有结构易修饰、离子识别能力强、辐照稳定性和热稳定性高等优点,因此在金属离子识别与提取的工作中有很好的应用前景。偕胺肟功能基团由氨基和肟基组成,因其对铀酰离子具有独特的螯合作用而广泛应用于铀酰离子的提取工作中。铕虽然是一种镧系元素,但具有与锕系元素相似的物化性质而常被用来模拟研究锕系元素,钕是一种稀土元素,具有较高的应用价值。本工作以铕、钕和铀为分离对象,基于杯芳烃和偕胺肟的独特性质,制备了六种分离材料并分别考察了它们对水溶液中Eu（Ⅲ）、Nd（Ⅲ）和U（Ⅵ）的分离性能。结合课题组前期工作基础,选择四种羧基修饰杯芳烃衍生物为萃取剂,采用FT-IR,1H NMR和MS分别对这四种杯芳烃衍生物进行表征,然后以溶剂萃取法研究了在不同pH、萃取剂浓度和温度下这四种杯芳烃衍生物对Eu（Ⅲ）和Nd（Ⅲ）的萃取行为。其中羧基修饰亚甲基桥杯[6]芳烃（C6ACOOH）对Eu（Ⅲ）和Nd（Ⅲ）的萃取能力最强。计算得到了焓变ΔH°、熵变ΔS°和吉布斯自由能ΔG°等萃取热力学参数。研究结果表明C6ACOOH对Eu（Ⅲ）的萃取是通过阳离子交换反应进行的,且该过程是一个放热过程。在萃取传质池中研究了C6ACOOH对Eu（Ⅲ）的吸附动力学,计算得到Eu（Ⅲ）在稀释剂氯仿中的传质系数为3.35×10-6 m/s,该动力学过程的八田数约在3.80×10-4-9.10×10-4范围内。通过研究转速、相体积比和离子浓度对初始萃取速率和八田数的影响,证明这个萃取反应是发生在有机相中的一个非常慢的反应,并通过计算分别得到了该反应的正逆反应速率常数。为了增强杯芳烃对铀酰离子的选择性提取能力,以腈基修饰亚甲基桥杯[8]芳烃（C8A-CN）为原料在羟胺的还原作用下将腈基转化为偕胺肟基,成功制得偕胺肟基修饰亚甲基桥杯[8]芳烃（C8A-AO）,采用NMR,FT-IR,FE-SEM,XPS和TG等手段对其进行表征。考察了在铀酰离子浓度较低的溶液中（小于1 mg/L）C8A-AO对铀酰离子的吸附行为。研究了pH、接触时间、初始铀酰离子浓度和温度等因素对其吸附行为的影响。研究发现在偏中性溶液中,C8A-AO对铀酰离子的吸附率可达95%以上。初始铀酰离子浓度较低时,C8A-AO对铀酰离子的吸附具有很高的分布系数（Kd）。吸附机理研究发现该吸附过程符合准二级动力学模型和Langmuir模型。热力学研究表明该吸附过程是一个自发吸热的过程。通过模拟海水中吸附性能研究发现,C8A-AO是一种有潜在价值的海水提铀吸附剂。以活性碳纤维（ACFs）为基体,采用化学接枝法制备了偕胺肟基修饰的活性碳纤维（ACFs-AO）,并以XPS、FE-SEM、元素分析、TG和BET等手段对材料进行表征。研究了pH、接触时间、初始铀酰离子浓度和温度等因素对ACFs-AO吸附铀酰离子的影响。研究发现ACFs-AO对铀酰离子的吸附过程符合准二级动力学模型和Langmuir模型。吸附结果表明ACFs-AO对铀酰离子的最大吸附量为191.6 mg/g与ACFs的70.52 mg/g相比明显提高,这主要归因于ACFs-AO材料表面偕胺肟基团与铀酰离子的螯合作用。热力学研究结果表明ACFs-AO吸附铀酰离子是一个自发吸热的过程。ACFs-AO在竞争离子共存的模拟核废液中具有较好的选择性吸附能力。并且ACFs-AO在循环再生后仍有较好的吸附能力。通过对比吸附前后溶液pH的变化和ACFs-AO的XPS结果,推测ACFs-AO吸附铀酰离子是通过材料表面偕胺肟基团氨基和羟基的孤电子对与铀酰离子的空轨道之间的螯合作用实现的。因此,ACFs-AO在从核废液中提取铀酰离子的工作中具有潜在的应用价值。新型高效分离材料的制备及性能研究为水溶液中Eu（Ⅲ）、Nd（Ⅲ）和U（Ⅵ）的分离提取工作提供了坚实的理论基础和实验依据,同时为实现核工业中镧锕系元素的有效分离提供了新的研究思路。
王晓彧[8]（2017）在《啤酒酵母与黑曲霉对铀的吸附机理研究》文中提出铀是核能产业发展中最重要的放射性元素之一,为了防止其在环境中的迁移扩散,探寻一种有效的方法来处理日益增多的放射性铀污染已迫在眉睫。相较于传统物理化学处理方法,生物吸附法因其具有低成本、高效性而受到了广泛的关注。利用工业生产中的废弃菌丝体来处理放射性铀污染,不但能降低其生产成本,同时也能更好地实现工业化应用,达到“以废治废”的目的。本文采用工业上常用的两种真菌微生物（啤酒酵母和黑曲霉）,分别对溶液中放射性元素铀的吸附行为进行了研究:1、啤酒酵母对铀的吸附行为及机理研究本部分研究了活性酵母菌与高温灭活酵母菌在不同吸附条件下对溶液中放射性元素铀的吸附能力及相互作用机理的差异性。结果表明:活性酵母与高温灭活酵母对铀的最佳吸附pH分别为5.5和4.5;相较于高温灭活酵母菌,活性酵母对铀的吸附受温度变化影响明显,最适温度为26℃;在相同的吸附条件下,高温灭活酵母菌对铀的吸附能力明显高于活性酵母菌,特别是在偏酸性的条件下,高温灭活酵母菌对铀的吸附量比活性酵母菌高一个量级;相较于高温灭活酵母菌快速稳定的吸附过程来说,活性酵母菌对铀的吸附则是一个较为缓慢且包含复杂生命代谢的过程。在不同温度条件下,对活性酵母与高温灭活酵母吸附铀的实验数据进行准二级动力学方程拟合,线性相关系数R2均在0.99以上,表明活性酵母和高温灭活酵母在对铀的吸附过程中,皆存在着电子共用或电子转移的化学吸附作用。扫描电镜及能谱分析（SEM-EDS）结果显示,经过高温高压处理过的灭活酵母菌菌体表面出现褶皱,在吸附铀后,活性酵母菌菌体出现凹陷,少量的块状铀沉淀物不均匀地附着在表面,而高温灭活酵母细胞表面粘附大量的疏松不规则的纳米颗粒状铀沉淀并呈簇状生长。红外光谱（FTIR）分析表明,在活性酵母菌吸附铀离子的过程中,-OH、C=O、N-H、C-N等为主要的吸附官能团,而酮羰基C=O和HPO42-为高温灭活酵母菌对铀吸附过程中的主要官能团。2、黑曲霉对铀的吸附行为及机理研究本部分研究选用“CMCC（F）-98003”型丝状真菌黑曲霉对溶液中放射性元素铀的吸附行为及机理进行了研究。研究结果表明:黑曲霉菌丝体受吸附体系pH值变化影响较大,系统最适吸附pH值为5.5。当初始铀浓度为0.75 mg/L时,黑曲霉的最大吸附量可达到12.5 mg/g。在不同初始菌浓度的条件下,Freundlich模型能较好的拟合实验数据;Dubinin-Radushkevish模型的拟合结果显示,其吸附自由能E值均小于8 kJ/mol,说明黑曲霉菌体与铀的相互作用过程中存在物理吸附机制。同时,黑曲霉对铀吸附过程的实验数据能很好地符合准二级动力学方程（线性相关系数R2均在0.99以上）,表明黑曲霉对铀的吸附过程中也存在化学吸附机制。因此,黑曲霉菌体对铀的吸附过程是一种以物理吸附为主,化学吸附为辅的相互作用过程,这种物理化学相结合的吸附方式,大大增强了黑曲霉菌体对铀的吸附作用。黑曲霉对铀的吸附是一个快速稳定的过程,吸附仅需60 min就能达到动态平衡。在黑曲霉对铀的吸附过程中,吸附体系的焓变?°>0,吉布斯变化值?°<0,表明黑曲霉对铀的吸附是自发的、吸热反应过程。扫描电镜（SEM）结果显示,吸附前的黑曲霉菌体呈中空结构,表面光滑,而吸附后的菌体表面变得粗糙且粘附着大量的纳米颗粒状铀沉淀。红外光谱（FTIR）分析表明,-OH、-COOH、N-H、PO43-为黑曲霉参与铀吸附过程中的主要官能团。X射线衍射光谱分析（XRD）可以得出,随着黑曲霉与铀相互作用时间的增长,形成了磷酸盐晶体。
杨杰[9]（2015）在《辐照条件下典型微生物对水溶性核素铀的吸附研究》文中研究表明放射性核废物是当今公众关心的一个敏感问题。铀及其化合物是核试验以及核爆炸等事故中危害性最大的核素之一,其污染具有放射性和化学毒性的双重危害。为研究放射性环境中水溶性核素U（VI）的吸附处理与回收,本文开展了微生物在放射性环境下对水溶性核素U（VI）吸附富集的可能性的探索。选取耐辐射奇球菌、酵母菌以及大肠杆菌三株菌株,分别以活体和死体细胞作为生物吸附剂,开展辐照条件下水溶性核素U（VI）吸附特性的研究。通过三株菌株活体细胞对水溶性核素U（VI）的吸附特性研究分析,结果表明:三株菌株对水溶性核素U（VI）的吸附最佳p H均为5.0,最佳吸附时间均为24h,同时随着初始铀浓度升高,三株菌株对水溶性核素铀的吸附效率呈现非线性递减,而单位吸附量qe则呈现非线性升高。通过对生物大分子辐照损伤以及三株菌株在辐照条件下对水溶性核素U（VI）吸附研究分析,结果表明:不同剂量的辐照易对氨基酸酸类生物小分子造成严重损伤,对非氨基酸类生物大分子（如牛血清白蛋白等）引起一定的损伤。在放射性环境中,三株菌株对水溶性核素U（VI）的最佳吸附条件为:p H为5.0,初始铀浓度C0为50mg/L,吸附时间t为180min;相比于空白对照组,受辐照因素的影响,三株菌株对水溶性核素U（VI）的吸附效果都明显下降;培养条件下三株菌株随辐照时间造成不同程度的自由基的释放。通过对菌体表面基团的屏蔽以及减量化处理研究分析,结果表明:微生物细胞表面活性基团在吸附水溶性核素U（VI）时酰胺基团以及磷酸基团的贡献最大。此外,经富集-灰化等一系列减量化处理,可以获得巨大的减重比和减容比,为后续的固化处理以及核素回收奠定了相应的研究基础。总的来说,本研究结果表明在辐照条件下微生物对水溶性核素U（VI）的吸附富集是具有一定的可行性,并且可以实现一种有效的减量化处理与核素回收的过程。
彭国文[10]（2014）在《新型功能化吸附剂的制备及其吸附铀的试验研究》文中提出摘要：铀作为核燃料的主要成分,又是国防建设所必需的战略物质。为了满足核能快速发展和国防建设（核军工）的需求,仍然需要加大对铀矿资源的开采和选冶力度。然而,在铀矿资源开采和选冶过程中产生大量的含铀废水,将改变铀矿厂周围环境的本底辐射而致使物种基因畸变,对人类的生存和社会发展将构成潜在威胁,也将给人们身体健康和国家经济发展造成不利影响。因此,寻求吸附性能好、再生能力强和制备成本低的新型功能化吸附剂,显得十分重要。本论文基于铀酰离子特殊的空间配位结构的特点,构筑了一系列具有环境友好、吸附性能好、能重复利用的新型功能化吸附剂材料,并借助红外光谱（FTIR）.扫描电镜（SEM）、X射线粉末衍射（XRD）和N2吸附-脱附实验等手段对所得的各种吸附剂进行了表征研究。以铀矿冶模拟含铀废水作为研究对象,利用静态吸附试验法进行了一系列含铀废水的吸附实验,考察了各种影响因素对吸附剂吸附铀的性能影响,并对吸附实验结果采用吸附动／热力学模型和等温线模型进行了分析和讨论,取得了较好的研究成果。论文的主要研究内容及结论如下：（1）提出了一种胱氨酸化学修饰啤酒酵母菌SC的新方法,构筑了一种新型的功能化生物吸附剂MSC。通过静态吸附试验法分别研究了SC和MSC对铀的吸附特性。结果发现,SC和MSC在pH值均为6.0时达到最大铀吸附量,MSC的最大吸附量q∞是SC的6.5倍。动力学研究发现SC和MSC吸附铀在1.0h就完成了80%的吸附量,在1.5h左右均可达到吸附平衡,而且准二级反应动力学模型能更好的描述了SC和MSC对铀的吸附过程。同时,Langmuir和Freundlich等温线模型能够描述SC和MSC吸附铀的行为,这一结果说明此吸附过程是单层覆盖和多层吸附相结合的。通过对SC和MSC解吸实验,发现SC和MSC均具有较好的再生性能,进行8次吸附解吸后吸附能力没有下降明显,说明吸附剂SC和MSC可以多次重复利用。（2）研究了新型环保且经济的纳米Fe304粒子制备方法,并提出了纳米Fe304粒子表面功能化改性的新方法。采用静态吸附法对比研究了纳米Fe304粒子和表面氨基功能化磁性吸附剂Fe3O4-NH2对铀的吸附特性。结果显示,纳米Fe3O4粒子和Fe3O4-NH2纳米颗粒吸附铀的最佳条件是：pH值分别是5.0、6.0；铀的初始浓度均为5.0mg/L；吸附时间均为1.0h；反应温度均为常温条件下（25℃）。动力学研究发现准二级模型都可对纳米Fe304粒子和Fe3O4-NH2纳米颗粒吸附铀的过程进行有效表达；热力学研究结果表明,纳米Fe304粒子和Fe3O4-NH2纳米颗粒吸附铀的过程都是自发的、吸热过程,且Fe3O4-NH2纳米颗粒比纳米Fe304粒子对铀的吸附能力有所提高；吸附解吸实验,结果表明纳米Fe304粒子和Fe3O4-NH2纳米颗粒的再生性能较好,进行6次吸附解吸实验后对铀的吸附率均仍可达80%以上。（3）通过包含大量氨基、羧基和羟基等功能团的磁性纳米Fe304粒子,与氯乙酰修饰后的啤酒酵母菌表面的羧基、羟基发生O-酰化反应和氨基发生N-酰化反应,实现了纳米Fe304粒子与啤酒酵母菌“接枝负载”,得到一种新型功能化吸附剂—纳米Fe304负载啤酒酵母菌（Nano-Fe3O4loading saccharomyces cerevisiae,NFSC）,并对吸附剂NFSC吸附铀的行为和机理进行研究。实验结果表明：NFSC在溶液pH值7.0、铀初始浓度5.0mg/L、吸附剂投入量20mg以及NFSC粒径大小12nnm条件下,对铀的吸附性能最好。动力学研究发现准二级反应模型比准一级模型更能有效拟合NFSC吸附铀的过程。通过研究等温线模型发现NFSC吸附铀过程均能使用Langmuir和Freundlich模型进行描述。吸附剂NFSC进行8次吸附解吸实验后,对铀的吸附率均仍可达90%以上（4）以FeCl3·6H2O为铁源,二乙基磷酰乙基三乙氧基硅烷（PTS）和氨丙基三乙氧基硅烷（APS）为有机改性基团,提出了对介孔氧化硅SBA-15进行功能化改性新方法,得到了一种新型功能化磁性介孔氧化硅G-PA-SBA-15。研究了溶液pH值、反应时间、铀初始浓度和温度等因素对吸附铀的影响。结果显示：G-PA-SBA-15吸附铀达到最大吸附量时的pH值均为6.0；反应时间为1.0h；铀的初始浓度为20mg/L；吸附反应温度为25℃。动力学研究发现吸附剂G-PA-SBA-15吸附铀过程可以采用准二级反应动力学模型进行描述。等温线模型研究结果表明G-PA-SBA-15吸附铀的行为符合Langmuir吸附等温模型。吸附剂G-PA-SBA-15分别使用0.1mol/L的HCl、NaOH和EDTA等3种解析剂解析再生8次后,对铀的吸附率均在80%以上,说明吸附剂G-PA-SBA-15可以多次重复利用。
二、两种酵母菌吸附铀的对比研究（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、两种酵母菌吸附铀的对比研究（论文提纲范文）
（1）酵母菌对重金属铅吸附及抗性机理的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 重金属铅的概述 |
| 1.1.1 食品中重金属铅污染来源 |
| 1.1.2 国内外对不同食品中铅的限量标准 |
| 1.1.3 食品中重金属铅污染现状及检测方法 |
| 1.1.4 重金属铅的危害及机制 |
| 1.1.5 重金属铅的消除方法 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 酵母菌吸附重金属的研究现状 |
| 1.2.2 酵母菌对重金属抗性机理的研究现状 |
| 1.2.3 关于酵母菌基因组学的研究现状 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 目的与意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 培养基及主要试剂的配制 |
| 2.1.3 试验试剂 |
| 2.1.4 仪器设备 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 酵母菌对Pb~(2+)吸附能力及抗性水平的研究 |
| 2.2.2 酵母菌对Pb~(2+)的吸附机理研究 |
| 2.2.3 酵母菌对Pb~(2+)抗性机理的研究 |
| 2.2.4 W.anomalus QF-1-1 基因组中吸附及抗性基因的研究 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 酵母菌活化、纯化和保藏 |
| 2.3.2 酵母菌对Pb~(2+)吸附能力的测定 |
| 2.3.3 酵母菌对Pb~(2+)最大抗性水平的测定 |
| 2.3.4 基团屏蔽对酵母菌吸附Pb~(2+)能力的影响 |
| 2.3.5 酵母菌吸附Pb~(2+)前后傅里叶红外光谱观察 |
| 2.3.6 酵母菌吸附Pb~(2+)前后的扫描电镜观察 |
| 2.3.7 酵母菌吸附Pb~(2+)前后的透射电镜观察 |
| 2.3.8 酵母菌吸附Pb~(2+)前后的能谱检测 |
| 2.3.9 酵母菌细胞内活性氧的测定 |
| 2.3.10 酵母菌细胞破碎和粗酶液的提取 |
| 2.3.11 酵母菌细胞内可溶性蛋白含量的测定 |
| 2.3.12 酵母菌细胞内抗氧化酶活性的测定 |
| 2.3.13 酵母菌细胞内谷胱甘肽含量的测定 |
| 2.3.14 W.anomalus QF-1-1 基因组DNA的提取 |
| 2.3.15 文库建设与测序 |
| 2.3.16 组装、预测和注释 |
| 2.3.17 总RNA的提取 |
| 2.3.18 RNA反转录 |
| 2.3.19 吸附及抗性相关基因表达量的测定 |
| 2.4 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 酵母菌对Pb~(2+)吸附能力及抗性水平试验结果 |
| 3.1.1 酵母菌对Pb~(2+)吸附能力试验结果 |
| 3.1.2 酵母菌对Pb~(2+)最大抗性水平试验结果 |
| 3.2 酵母菌对Pb~(2+)的吸附机理研究 |
| 3.2.1 基团屏蔽对酵母菌吸附Pb~(2+)能力的影响 |
| 3.2.2 酵母菌吸附Pb~(2+)前后FTIR结果分析 |
| 3.2.3 酵母菌吸附Pb~(2+)前后的形态学变化 |
| 3.2.4 酵母菌吸附Pb~(2+)前后透射电镜观察 |
| 3.2.5 酵母菌吸附Pb~(2+)前后能谱扫描分析 |
| 3.3 酵母菌对Pb~(2+)抗性机理的研究 |
| 3.3.1 Pb~(2+)浓度对菌体内ROS的影响 |
| 3.3.2 Pb~(2+)浓度对菌体内可溶性蛋白的影响 |
| 3.3.3 Pb~(2+)浓度对菌体内抗氧化酶活性的影响 |
| 3.3.4 Pb~(2+)浓度对菌体内GSH含量的影响 |
| 3.4 W.anomalus QF-1-1 全基因组测序分析 |
| 3.4.1 基因组组装与预测 |
| 3.4.2 基因功能分析 |
| 3.4.3 Pb~(2+)浓度对菌体内吸附及抗性相关基因表达的影响 |
| 4 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（2）辐照作用下微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 铀基本情况概述 |
| 1.2 微生物与铀相互作用研究现状 |
| 1.2.1 微生物吸附固定铀 |
| 1.2.2 微生物还原铀 |
| 1.3 半导体矿物光催化去除U(Ⅵ)及重金属离子研究现状 |
| 1.3.1 半导体矿物光催化反应机理 |
| 1.3.2 半导体矿物光催化还原U(Ⅵ)及重金属离子 |
| 1.4 微生物与矿物的相互作用研究 |
| 1.5 γ射线作用于矿物的研究现状 |
| 1.6 γ射线作用于微生物的研究现状 |
| 1.7 研究内容及意义 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第二章 γ射线改变半导体矿物光电活性的研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂与材料 |
| 2.1.2 半导体矿物的选取 |
| 2.1.3 U(Ⅵ)储备液的配置 |
| 2.1.4 半导体矿物辐照实验 |
| 2.1.5 γ射线辐照前后半导体矿物的光电响应实验 |
| 2.1.6 样品表征 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 半导体矿物辐照前后的物相结构分析 |
| 2.2.2 半导体矿物辐照前后的禁带宽度分析 |
| 2.2.3 半导体矿物辐照前后的元素化学形态分析 |
| 2.2.4 半导体矿物辐照前后的瞬态光电流响应 |
| 2.2.5 γ射线辐照前后半导体矿物电极光催化还原U(Ⅵ)的效果分析 |
| 2.2.6 γ射线对半导体矿物光电活性改变的机理探讨 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 半导体矿物辐照电子/光电子对两种微生物的生物学效应研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验菌株的选取及培养 |
| 3.1.3 半导体矿物辐照电子/光电子对两种微生物的生物学效应影响实验 |
| 3.1.4 检测方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 半导体矿物光电子对粪产碱杆菌和考克氏菌的生物学效应研究 |
| 3.2.2 半导体矿物辐照电子对粪产碱杆菌和考克氏菌的生物学效应 |
| 3.2.3 两种微生物利用半导体矿物光电子和辐照电子的比较分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 γ射线辐照/模拟日光照射下半导体矿物催化还原U(Ⅵ)的研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验试剂与材料 |
| 4.1.2 半导体矿物电极的制备 |
| 4.1.3 半导体矿物催化还原U(Ⅵ)的实验 |
| 4.1.4 偶氮胂Ⅲ显色法测试U(Ⅵ)的浓度 |
| 4.1.5 U(Ⅵ)还原效率的评价 |
| 4.1.6 羟基自由基的测试 |
| 4.2 γ射线辐照/模拟日光照射下二氧化钛催化还原U(Ⅵ) |
| 4.2.1 模拟日光照射下P25光催化还原U(Ⅵ) |
| 4.2.2 γ射线辐照下P25催化还原U(Ⅵ) |
| 4.2.3 模拟日光照射下锐钛矿光催化还原U(Ⅵ) |
| 4.3 γ射线辐照/模拟日光照射下闪锌矿催化还原U(Ⅵ) |
| 4.3.1 模拟日光照射下闪锌矿光催化还原U(Ⅵ) |
| 4.3.2 γ射线辐照下闪锌矿催化还原U(Ⅵ) |
| 4.4 γ射线辐照/模拟日光作用下半导体矿物调控U(Ⅵ)价态的的机理探讨 |
| 4.4.1 γ射线辐照/模拟日光照射下半导体矿物调控U(Ⅵ)的价态机理探讨 |
| 4.4.2 能量利用效率及转换效果计算 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 自然光照/γ射线辐照作用下微生物与U(Ⅵ)的相互作用研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验试剂 |
| 5.1.2 微生物的培养 |
| 5.1.3 微生物干湿比的计算 |
| 5.1.4 自然光照下的批次吸附实验 |
| 5.1.5 γ射线辐照作用下微生物对U(Ⅵ)的吸附实验 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 自然光照下粪产碱杆菌与U(Ⅵ)的相互作用 |
| 5.2.2 丫射线辐照作用下粪产碱杆菌与U(Ⅵ)的相互作用 |
| 5.2.3 自然光照下考克氏菌与U(Ⅵ)的相互作用 |
| 5.2.4 γ射线辐照下考克氏菌与U(Ⅵ)的相互作用 |
| 5.2.5 自然光照/γ射线辐照作用下微生物与U(Ⅵ)相互作用机理分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 微生物介导半导体矿物对U(Ⅵ)的价态调控研究 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 实验试剂与材料 |
| 6.1.2 微生物的制备 |
| 6.1.3 光电能微生物介导电极对U(Ⅵ)的去除实验 |
| 6.1.4 光电能微生物与半导体矿物电极共存对U(Ⅵ)的去除实验 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 模拟日光照射下两种光电能微生物介导电极对U(Ⅵ)的去除行为 |
| 6.2.2 γ射线辐照/模拟日光照射下微生物与半导体矿物电极共存体系对U(Ⅵ)的去除行为 |
| 6.2.3 γ射线辐照作用下微生物介导半导体矿物对U(Ⅵ)价态调控的机理探讨 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（3）高效除磷酵母菌株Candida rugosa BL3的除磷效能及除磷机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 磷资源现状 |
| 1.1.2 废水除磷技术 |
| 1.2 酵母菌及其研究现状 |
| 1.2.1 酵母菌概述 |
| 1.2.2 酵母菌在废水处理中的应用 |
| 1.2.3 酵母菌在除磷方面的应用 |
| 1.2.4 酵母菌除磷机理研究现状 |
| 1.3 课题的提出及主要研究内容 |
| 1.3.1 课题研究的目的和意义 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验方案设计 |
| 2.2 试验菌株和培养基 |
| 2.2.1 试验菌株 |
| 2.2.2 试验培养基 |
| 2.3 试验试剂与仪器 |
| 2.3.1 试验试剂 |
| 2.3.2 试验仪器 |
| 2.4 试验内容及方法 |
| 2.4.1 常规化学分析方法 |
| 2.4.2 菌株活化、接种、取样 |
| 2.4.3 不同条件下菌株BL3的磷代谢效能试验 |
| 2.4.4 不同部位菌株BL3的磷代谢途径试验 |
| 2.4.5 蛋白质及多糖浓度测定 |
| 2.4.6 酸性磷酸酯酶活性检测 |
| 2.4.7 胞外碳源检测 |
| 2.4.8 胞内聚合物检测 |
| 2.4.9 菌体形态及成分表征分析 |
| 第三章 Candida rugosa BL3 的除磷效能研究 |
| 3.1 试验菌株Candida rugosa BL3 |
| 3.1.1 Candida rugosa BL3 形态学特征 |
| 3.1.2 菌株BL3的世代时间 |
| 3.2 不同操作条件对菌株BL3除磷性能的影响 |
| 3.2.1 不同接种量对菌株BL3除磷性能的影响 |
| 3.2.2 不同温度对菌株BL3除磷性能的影响 |
| 3.2.3 不同pH值对菌株BL3除磷性能的影响 |
| 3.2.4 不同溶解氧对菌株BL3除磷性能的影响 |
| 3.3 不同水质条件对菌株BL3除磷性能的影响 |
| 3.3.1 不同碳源对菌株BL3除磷性能的影响 |
| 3.3.2 不同C/P对菌株BL3除磷性能的影响 |
| 3.3.3 不同N/P对菌株BL3除磷性能的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Candida rugosa BL3 的磷代谢特性研究 |
| 4.1 菌株BL3的磷代谢途径研究 |
| 4.2 菌株BL3的储磷部位研究 |
| 4.3 SEM-EDS分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 胞内磷的累积途径及累积形态研究 |
| 5.1 胞内聚合物的累积情况 |
| 5.1.1 PHA的累积与消耗 |
| 5.1.2 糖原质的累积与消耗 |
| 5.1.3 聚磷颗粒的累积与消耗 |
| 5.2 胞外碳源(葡萄糖、乙酸钠)消耗情况 |
| 5.3 胞内储磷形态检测 |
| 5.4 胞内磷酸盐代谢模型 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 EPS在菌株BL3除磷过程中的作用 |
| 6.1 EPS中主要成分分析 |
| 6.2 酸性磷酸酯酶活性分析 |
| 6.2.1 酸性磷酸酯酶与除磷率的关系 |
| 6.2.2 酸性磷酸酯酶在不同环境下的响应 |
| 6.3 EPS中的储磷形态检测 |
| 6.4 EPS中磷酸盐代谢模型 |
| 6.5 菌株BL3除磷机理 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（4）地球化学因子对核黄素介导Sphingomonas sanxanigenens固定地下水沉积物中铀的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 铀污染的来源及危害 |
| 1.2.1 铀污染的来源与特点 |
| 1.2.2 铀污染地下水的危害 |
| 1.3 铀污染地下水治理方法 |
| 1.3.1 抽出处理法技术 |
| 1.3.2 污染地下水的原位修复技术 |
| 1.4 电子穿梭体介导微生物固定地下水沉积物中铀的国内外研究现状 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器设备 |
| 2.1.3 溶液配制 |
| 2.2 分析检测方法 |
| 2.2.1 矿物组成分析 |
| 2.2.2 扫描电镜/能谱分析 |
| 2.2.3 U(VI)浓度的检测方法 |
| 2.2.4 铁浓度的的检测方法 |
| 2.2.5 含铀铁矿物中不同形态铀含量的测定 |
| 2.2.6 X射线光电子能谱分析 |
| 2.3 地球化学因子对RF介导S.sanxanigenens固定铀尾矿库周边地下水沉积物中U(VI)的实验方法 |
| 2.3.1 S.sanxanigenens的培养 |
| 2.3.2 载铀赤铁矿的制备 |
| 2.3.3 S.sanxanigenens还原性溶解载铀赤铁矿 |
| 2.3.4 RF介导S.sanxanigenens固定载铀铁矿物中铀的试验研究 |
| 2.3.5 地球化学因子对RF介导S.sanxanigenens固定载铀铁矿物中铀的试验研究 |
| 第3章 结果与讨论 |
| 3.1 S.sanxanigenens的生长曲线 |
| 3.2 载铀赤铁矿的X射线衍射图谱分析 |
| 3.3 S.sanxanigenens还原性溶解载铀赤铁矿 |
| 3.3.1 U(VI)浓度、铁浓度和pH值随时间的变化 |
| 3.3.2 小结 |
| 3.4 不同RF浓度对S.sanxanigenens固定载铀赤铁矿中铀的影响 |
| 3.4.1 U(VI)浓度、铁浓度和pH值随时间的变化 |
| 3.4.2 固相产物中铀的化学形态 |
| 3.4.3 小结 |
| 3.5 pH值对RF介导S.sanxanigenens固定载铀赤铁矿中铀的影响 |
| 3.5.1 U(VI)浓度、铁浓度和pH值随时间的变化 |
| 3.5.2 固相产物中铀的化学形态 |
| 3.5.3 小结 |
| 3.6 温度对RF介导S.sanxanigenens固定载铀赤铁矿中铀的影响 |
| 3.6.1 U(VI)浓度、铁浓度和pH值随时间的变化 |
| 3.6.2 固相产物中铀的化学形态 |
| 3.6.3 小结 |
| 3.7 共存离子对RF介导S.sanxanigenens固定载铀赤铁矿中铀的影响 |
| 3.7.1 U(VI)浓度、铁浓度和pH值随时间的变化 |
| 3.7.2 固相产物中铀的化学形态 |
| 3.7.3 小结 |
| 3.8 扫描电镜/能谱分析(SEM-EDS) |
| 3.9 X射线光电子能谱分析(XPS) |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者攻读学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（5）赖氏菌对土壤中铀的固定试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 铀污染土壤概述 |
| 1.1.1 铀污染土壤的来源 |
| 1.1.2 铀污染土壤的特点 |
| 1.1.3 铀污染土壤的危害 |
| 1.2 铀污染土壤处理技术研究进展 |
| 1.2.1 铀污染土壤的传统处理技术 |
| 1.2.2 铀污染土壤的生物处理技术 |
| 1.3 铀污染土壤的微生物修复固定机理 |
| 1.3.1 生物还原 |
| 1.3.2 生物矿化 |
| 1.4 课题研究意义、内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 主要创新点 |
| 1.4.4 本研究的技术路线 |
| 第2章 试验材料与试验设计 |
| 2.1 试验试剂和仪器 |
| 2.1.1 试验试剂 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.2 Leifsonia sp.的分离与培养 |
| 2.2.1 菌种来源 |
| 2.2.2 Leifsonia sp.的分离与纯化 |
| 2.2.3 Leifsonia sp.的生长曲线 |
| 2.3 Leifsonia sp.对溶液中铀的吸附试验 |
| 2.4 Leifsonia sp.对土壤中铀的动态淋滤试验 |
| 2.4.1 试验材料 |
| 2.4.2 试验方法 |
| 2.5 试验过程与测定方法 |
| 2.5.1 铀的标准溶液的配制与测定 |
| 2.5.2 改进BCR提取方法 |
| 2.5.3 表征分析 |
| 第3章 Leifsonia sp.对溶液中铀的吸附试验 |
| 3.1 Leifsonia sp.吸附铀的单因素试验 |
| 3.1.1 初始pH值对Leifsonia sp.吸附铀的影响 |
| 3.1.2 初始铀浓度对Leifsonia sp.吸附铀的影响 |
| 3.1.3 菌体投加量对Leifsonia sp.吸附铀的影响 |
| 3.1.4 反应时间对Leifsonia sp.吸附铀的影响 |
| 3.1.5 磷酸盐对Leifsonia sp.吸附铀的影响 |
| 3.2 吸附动力学及等温线分析 |
| 3.2.1 动力学分析 |
| 3.2.2 等温线分析 |
| 3.3 吸附前后SEM结果与分析 |
| 3.4 吸附后XPS结果与分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 Leifsonia sp.对土壤中铀的动态淋滤试验研究 |
| 4.1 土壤中铀淋滤特征分析 |
| 4.1.1 淋出液中铀的浓度变化 |
| 4.1.2 淋出液pH变化动态 |
| 4.2 柱体剖面铀纵向迁移特征分析 |
| 4.2.1 试验柱体剖面pH值变化 |
| 4.2.2 试验柱体剖面铀浓度变化 |
| 4.2.3 试验柱体剖面铀的BCR分析 |
| 4.3 机理研究 |
| 4.3.1 XPS结果与分析 |
| 4.3.2 FTIR结果与分析 |
| 4.3.3 XRD结果与分析 |
| 4.3.4 SEM-EDS结果与分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 铀标准溶液的配置及测定方法 |
| 攻读硕士学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（6）三种非活性微生物对铀的吸附行为及其受γ辐照的动力学影响（论文提纲范文）
| 1 实验部分 |
| 1.1 材料与仪器 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 U (Ⅵ) 储备液配置 |
| 1.2.2 静态吸附实验 |
| 1.2.3 辐照条件下的吸附动力学 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 溶液初始pH值对吸附的影响 |
| 2.2 U (Ⅵ) 初始浓度对吸附的影响 |
| 2.3 三种非活性微生物吸附U (Ⅵ) 前后的红外光谱分析 |
| 2.4 γ辐照对三种非活性微生物吸附U (Ⅵ) 的动力学分析 |
| 3 结论 |
（7）基于杯芳烃与偕胺肟的功能材料制备及其对金属离子分离特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 镧锕系金属离子分离研究进展 |
| 1.2.1 化学沉淀法 |
| 1.2.2 溶剂萃取分离法 |
| 1.2.3 生物处理法 |
| 1.2.4 电化学法 |
| 1.2.5 离子交换法 |
| 1.2.6 吸附法 |
| 1.3 杯芳烃简介 |
| 1.3.1 杯芳烃合成与修饰 |
| 1.3.2 杯芳烃对镧锕系金属离子的识别作用 |
| 1.4 偕胺肟基材料的研究进展 |
| 1.4.1 偕胺肟基吸附材料概况 |
| 1.4.2 偕胺肟对铀酰离子的吸附机理 |
| 1.5 本论文研究意义与主要工作内容 |
| 参考文献 |
| 第2章 羧基修饰杯芳烃衍生物的合成及其对铕离子和钕离子萃取性能的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验部分 |
| 2.3.1 羧基修饰亚甲基桥杯芳烃衍生物的合成 |
| 2.3.2 羧基修饰硫桥杯芳烃衍生物的合成 |
| 2.4 羧基修饰杯芳烃衍生物的表征 |
| 2.4.1 羧基修饰亚甲基桥杯[4]芳烃的表征 |
| 2.4.2 羧基修饰亚甲基桥杯[6]芳烃的表征 |
| 2.4.3 羧基修饰硫桥杯[4]芳烃的表征 |
| 2.4.4 羧基修饰硫桥杯[6]芳烃的表征 |
| 2.5 羧基修饰杯芳烃衍生物对铕和钕离子萃取性能的研究 |
| 2.5.1 萃取实验方法 |
| 2.5.2 pH对萃取性能的影响 |
| 2.5.3 萃取剂浓度对萃取性能的影响 |
| 2.5.4 萃取机理的研究 |
| 2.5.5 温度对萃取性能的影响及热力学研究 |
| 2.5.6 萃取过程动力学的研究 |
| 2.6 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第3章 偕胺肟基修饰杯[8]芳烃材料的制备及其对铀酰离子吸附性能的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 材料的制备 |
| 3.2.4 材料的表征方法 |
| 3.2.5 吸附实验 |
| 3.3 材料的表征结果与分析 |
| 3.3.1 FT-IR分析 |
| 3.3.2 NMR分析 |
| 3.3.3 MS分析 |
| 3.3.4 XPS分析 |
| 3.3.5 SEM分析 |
| 3.3.6 TG分析 |
| 3.4 材料对铀酰离子的吸附性能研究 |
| 3.4.1 pH对吸附性能的影响 |
| 3.4.2 接触时间对吸附性能的影响 |
| 3.4.3 铀酰离子浓度对吸附性能的影响 |
| 3.4.4 温度对吸附性能的影响 |
| 3.4.5 C8A-AO对铀酰离子吸附选择性的研究 |
| 3.4.6 C8A-AO对铀酰离子吸附机理的研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第4章 偕胺肟基修饰活性碳纤维材料的制备及其对铀酰离子吸附性能的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 材料的制备 |
| 4.2.4 材料的表征方法 |
| 4.2.5 吸附实验 |
| 4.3 材料的表征结果与分析 |
| 4.3.1 XPS分析 |
| 4.3.2 元素分析 |
| 4.3.3 SEM分析 |
| 4.3.4 TG分析 |
| 4.3.5 BET分析 |
| 4.4 材料对铀酰离子的吸附性能研究 |
| 4.4.1 pH对吸附性能的影响 |
| 4.4.2 接触时间对吸附性能的影响 |
| 4.4.3 铀酰离子浓度对吸附性能的影响 |
| 4.4.4 温度对吸附性能的影响 |
| 4.4.5 ACFs-AO对铀酰离子吸附选择性的研究 |
| 4.4.6 吸附剂再生研究 |
| 4.4.7 吸附机理的研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 结论 |
| 攻读学位期间发表论文与研究成果清单 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（8）啤酒酵母与黑曲霉对铀的吸附机理研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 铀与低浓度含铀废水 |
| 1.2 微生物吸附处理技术 |
| 1.2.1 生物吸附简介 |
| 1.2.2 生物吸附剂种类 |
| 1.3 酵母菌与黑曲霉对重金属离子的吸附 |
| 1.4 本文的研究意义 |
| 1.5 本文研究的内容及方案 |
| 第二章 生物吸附机理 |
| 2.1 吸附平衡研究 |
| 2.1.1 Langmuir模型（L模型） |
| 2.1.2 Freundlich模型（F模型） |
| 2.1.3 Temkin模型（T模型） |
| 2.1.4 Dubinin-Radushkevish模型（D-R模型） |
| 2.2 动力学模型研究 |
| 2.2.1 准一级动力学模型 |
| 2.2.2 准二级动力学模型 |
| 2.3 热力学模型研究 |
| 2.4 生物吸附机理 |
| 2.4.1 表面吸附/络合 |
| 2.4.2 胞外吸附/富集 |
| 2.4.3 酶促（胞内吸附/沉淀/转化） |
| 第三章 啤酒酵母菌与铀的相互作用研究 |
| 3.1 实验材料和方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 酵母菌对铀的吸附行为研究 |
| 3.2.1 pH值影响 |
| 3.2.2 吸附时间影响 |
| 3.2.3 初始菌体投加量影响 |
| 3.2.4 温度影响 |
| 3.2.5 动力学分析 |
| 3.3 酵母菌对铀的吸附机理研究 |
| 3.3.1 SEM扫描电镜分析 |
| 3.3.2 EDS能谱分析 |
| 3.3.3 FTIR红外光谱分析 |
| 第四章 黑曲霉对铀的吸附研究 |
| 4.1 实验材料和方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 黑曲霉对铀的吸附行为研究 |
| 4.2.1 pH值影响 |
| 4.2.2 菌体浓度影响 |
| 4.2.3 初始铀浓度影响 |
| 4.2.4 等温模型 |
| 4.2.5 时间温度影响 |
| 4.2.6 动力学分析 |
| 4.2.7 热力学分析 |
| 4.3 黑曲霉对铀的吸附机理研究 |
| 4.3.1 SEM扫描电镜分析 |
| 4.3.2 红外光谱分析 |
| 4.3.3 X射线衍射光谱分析 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 硕士期间研究成果 |
| 致谢 |
（9）辐照条件下典型微生物对水溶性核素铀的吸附研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 核能发展与污染现状 |
| 1.1.1 核能发展 |
| 1.1.2 核污染现状 |
| 1.2 核污染治理与核资源回收 |
| 1.2.1 放射性核废物的固化处理技术 |
| 1.2.2 放射性核废液的治理技术 |
| 1.3 微生物吸附与核素回收 |
| 1.3.1 微生物吸附核素的概念与特点 |
| 1.3.2 微生物吸附富集核素 |
| 1.3.3 微生物吸附回收核素的机理与应用 |
| 1.4 课题研究目的及意义 |
| 1.5 课题的主要来源、研究内容以及创新点 |
| 1.5.1 课题的主要来源 |
| 1.5.2 课题的主要研究内容 |
| 1.5.3 课题的创新点 |
| 1.5.4 课题的主要工作量 |
| 2 典型活体微生物对水溶性核素铀的吸附特性分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验菌株与实验试剂 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 各菌株对U(Ⅵ)吸附的影响因素分析 |
| 2.2.2 各菌株对U(Ⅵ)的等温吸附分析 |
| 2.2.3 各菌株对U(Ⅵ)吸附动力学过程分析 |
| 2.2.4 各菌株与U(Ⅵ)相互作用前后SEM/EDS分析 |
| 2.2.5 各菌株吸附U(VI)前后的FTIR分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 辐照对微生物吸附水溶性核素铀效果的影响分析 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验菌株与实验试剂 |
| 3.1.2 辐照条件 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 生物大分子的辐照损伤分析 |
| 3.2.2 辐照对生物大分子吸附U(VI)的 影响分析 |
| 3.2.3 辐照对各菌株吸附U(VI)的 影响分析 |
| 3.2.4 辐照对各菌株液相自由基的影响分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 化学预处理对微生物吸附水溶性核素铀的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验菌株与试剂 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 表面基团屏蔽情况的FTIR分 析 |
| 4.2.2 表面基团屏蔽对各菌株吸附U(VI)的 影响分析 |
| 4.2.3 表面基团屏蔽后各菌株吸附U(VI)前 后的FTIR分 析 |
| 4.2.4 表面基团屏蔽后各菌株对U(VI)吸 附前后的SEM分 析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 典型微生物吸附水溶性核素铀的核素回收与减量化分析 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验菌株与试剂 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 各菌株吸附U(VI)后 的解析特性分析 |
| 5.2.2 各菌株吸附U(VI)后 的减量化处理及XRD分 析 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考 文献 |
| 致谢 |
| 攻读 硕士学位期间发表的学术论文及研究成果 |
（10）新型功能化吸附剂的制备及其吸附铀的试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景 |
| 1.1.1 核能开发与利用选择的必然性 |
| 1.1.2 燃料需求量和铀矿开采量持续上升 |
| 1.2 课题研究的意义 |
| 1.3 铀矿冶含铀废水处理的研究现状 |
| 1.3.1 铀矿冶含铀废水的传统处理方法 |
| 1.3.2 铀矿冶含铀废水的新兴处理方法 |
| 1.3.3 铀矿冶含铀废水的生物吸附处理方法 |
| 1.3.4 铀矿冶含铀废水的纳米材料吸附处理方法 |
| 1.3.5 功能化磁性生物吸附剂及其应用研究现状 |
| 1.3.6 新型功能化介孔氧化硅吸附剂及其应用研究现状 |
| 1.4 研究现状的科学评价 |
| 1.5 本论文的研究内容及主要创新点 |
| 1.5.1 本论文的研究内容 |
| 1.5.2 本论文的主要创新点 |
| 1.6 本论文的组织结构 |
| 2 实验概述 |
| 2.1 实验材料、试剂与主要实验仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 主要实验仪器 |
| 2.2 啤酒酵母菌废弃丝体的采集、预处理与表面化学修饰及其固定化 |
| 2.3 磁性纳米Fe_3O_4粒子的合成与功能化改性 |
| 2.4 磁性纳米Fe_3O_4粒子与啤酒酵母菌的接枝负载 |
| 2.5 新型功能化磁性介孔氧化硅材料G-PA-SBA-15的制备 |
| 2.5.1 介孔氧化硅SBA-15的合成 |
| 2.5.2 新型功能化磁性介孔氧化硅G-PA-SBA-15的制备 |
| 2.6 吸附剂的结构表征方法 |
| 2.6.1 红外光谱分析 |
| 2.6.2 扫描电镜分析 |
| 2.6.3 X射线衍射分析 |
| 2.6.4 N_2吸附-脱附实验分析 |
| 2.7 吸附实验方法 |
| 2.7.1 铀标准溶液的配制 |
| 2.7.2 铀标准溶液的标定 |
| 2.7.3 铀的吸附实验 |
| 2.7.4 铀的解吸实验 |
| 2.8 实验数据处理 |
| 2.8.1 吸附动力学分析 |
| 2.8.2 吸附热力学分析 |
| 2.9 本章小结 |
| 3 化学修饰啤酒酵母菌及其吸附铀的试验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 啤酒酵母的交联和预处理 |
| 3.2.2 胱氨酸修饰啤酒酵母菌及其固定化 |
| 3.2.3 吸附实验 |
| 3.2.4 解吸附实验 |
| 3.3 胱氨酸修饰啤酒酵母菌的结构表征 |
| 3.3.1 外光谱分析 |
| 3.3.2 扫描电镜分析 |
| 3.4 胱氨酸修饰啤酒酵母菌吸附铀的特性 |
| 3.4.1 溶液pH值对吸附效果的影响 |
| 3.4.2 吸附时间对吸附效果的影响 |
| 3.4.3 吸附动力学模型 |
| 3.4.4 吸附等温线模型 |
| 3.5 解吸附结果分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 氨基功能化改性磁性纳米Fe_3O_4及其吸附铀的性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 磁性纳米Fe_3O_4粒子的制备 |
| 4.2.2 表面氨基功能化的磁性纳米Fe_3O_4粒子的制备 |
| 4.2.3 样品测试与表征 |
| 4.2.4 吸附实验 |
| 4.2.5 解吸附实验 |
| 4.3 纳米Fe_3O_4粒子和Fe_3O_4-NH_2纳米颗粒的结构表征 |
| 4.3.1 红外光谱分析 |
| 4.3.2 X射线粉末衍射分析 |
| 4.4 纳米Fe_3O_4粒子和Fe_3O_4-NH_2纳米颗粒吸附铀的性能 |
| 4.4.1 溶液pH值对吸附效果的影响 |
| 4.4.2 铀的初始浓度对吸附的影响 |
| 4.4.3 吸附剂用量对吸附效果的影响 |
| 4.4.4 吸附时间对铀吸附效果的影响及其吸附动力学 |
| 4.4.5 温度对吸附的影响及其吸附热力学 |
| 4.5 吸附剂的循环再生能力 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 纳米Fe_3O_4负载啤酒酵母菌及其吸附铀的性能与机理研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 氯乙酰修饰啤酒酵母菌 |
| 5.2.2 纳米Fe_3O_4粒子羧基化 |
| 5.2.3 磁性纳米Fe_3O_4接枝负载啤酒酵母菌 |
| 5.2.4 吸附实验 |
| 5.2.5 解吸附实验 |
| 5.2.6 吸附机理分析实验 |
| 5.3 纳米Fe_3O_4负载啤酒酵母菌吸附铀的性能 |
| 5.3.1 溶液pH值对吸附效果的影响 |
| 5.3.2 铀的初始浓度对吸附的影响 |
| 5.3.3 吸附剂用量对吸附效果的影响 |
| 5.3.4 吸附剂粒径大小对吸附效果的影响 |
| 5.3.5 吸附剂NFSC对铀的吸附动力学 |
| 5.3.6 吸附剂NFSC对铀的吸附等温线 |
| 5.4 吸附剂的再生性能 |
| 5.5 吸附剂NFSC的结构表征 |
| 5.5.1 扫描电镜分析 |
| 5.5.2 能谱分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 新型功能化磁性介孔氧化硅材料G-PA-SBA-15的制备及其吸附铀的实验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.2.1 介孔氧化硅SBA-15的合成 |
| 6.2.2 新型功能化磁性介孔氧化硅G-PA-SBA-15的制备 |
| 6.2.3 样品测试与表征实验 |
| 6.2.4 吸附实验 |
| 6.2.5 解吸附实验 |
| 6.3 新型功能化磁性介孔氧化硅G-PA-SBA-15的结构表征 |
| 6.3.1 扫描电镜分析 |
| 6.3.2 X射线粉末衍射分析 |
| 6.3.3 N_2吸附-脱附等温线及孔径分布曲线分析 |
| 6.4 新型功能化磁性介孔氧化硅G-PA-SBA-15吸附铀的特性 |
| 6.4.1 溶液pH值对铀的吸附效果的影响 |
| 6.4.2 吸附时间对铀的吸附效果的影响 |
| 6.4.3 铀的初始浓度对铀的吸附的影响 |
| 6.4.4 温度对铀的吸附的影响 |
| 6.4.5 G-PA-SBA-15对铀的吸附动力学 |
| 6.4.6 G-PA-SBA-15对铀的吸附等温线 |
| 6.4.7 G-PA-SBA-15对铀的吸附热力学 |
| 6.5 解吸附结果分析 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 本论文的主要研究结论 |
| 7.2 今后研究工作的展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间主要的研究成果 |
| 致谢 |
四、两种酵母菌吸附铀的对比研究（论文参考文献）
- [1]酵母菌对重金属铅吸附及抗性机理的研究[D]. 张丰生. 内蒙古农业大学, 2021
- [2]辐照作用下微生物介导半导体矿物对U（Ⅵ）的价态调控研究[D]. 张伟. 中国工程物理研究院, 2020(01)
- [3]高效除磷酵母菌株Candida rugosa BL3的除磷效能及除磷机理研究[D]. 胡孟飞. 济南大学, 2020(01)
- [4]地球化学因子对核黄素介导Sphingomonas sanxanigenens固定地下水沉积物中铀的影响[D]. 尤青. 南华大学, 2020(01)
- [5]赖氏菌对土壤中铀的固定试验研究[D]. 丁蕾. 南华大学, 2019(01)
- [6]三种非活性微生物对铀的吸附行为及其受γ辐照的动力学影响[J]. 张伟,董发勤,杨杰,聂小琴,王岩,霍婷婷,周琳. 核化学与放射化学, 2018(04)
- [7]基于杯芳烃与偕胺肟的功能材料制备及其对金属离子分离特性研究[D]. 卢鑫. 北京理工大学, 2017
- [8]啤酒酵母与黑曲霉对铀的吸附机理研究[D]. 王晓彧. 兰州大学, 2017(02)
- [9]辐照条件下典型微生物对水溶性核素铀的吸附研究[D]. 杨杰. 西南科技大学, 2015(02)
- [10]新型功能化吸附剂的制备及其吸附铀的试验研究[D]. 彭国文. 中南大学, 2014(12)