一、滤泥在养殖业中的应用（论文文献综述）
杨文杰[1]（2021）在《太湖蓝藻泥深度脱水工艺研究》文中研究指明随着太湖富营养化程度的加剧,蓝藻水华呈周期性爆发,在短时间内无法得到有效控制。目前最有效缓解蓝藻水华的措施是机械打捞,打捞的蓝藻水经初步分离,产生大量蓝藻泥,若不及时处理容易对环境造成二次污染。目前无锡市联合热电企业,对初步脱水后得到的蓝藻泥进行传统机械深度脱水,最终通过焚烧实现蓝藻泥的减量化和无害化。在实际生产过程中发现蓝藻泥脱水性能波动比较大,不同来源和不同时间的蓝藻泥脱水效果相差甚远;借鉴以往市政污泥脱水的加药经验无法实现蓝藻泥的高效脱水;由于缺少科学的加药指导方法,忽视原料脱水性能的差异性,对所有原料均投加大量氧化钙进行脱水,造成药剂浪费和脱水效率低下,且在后续焚烧过程中也因泥饼中含有大量无机物,导致焚烧处理效果较差。针对目前企业生产存在的问题,对藻水分离站周边水域不同时空微生物群落进行调查,分析微生物群落的分布特点,并与脱水性能相联系,寻找造成蓝藻泥脱水性质波动的原因;同时对生产车间脱水现状进行深入探究,为生产车间建立蓝藻泥脱水性能快速评估方法;最后进行热压滤深度脱水中试实验,为企业蓝藻泥脱水技术改进提供科学方案。本文主要研究内容及结论如下:（1）通过调查藻水分离站周边水域不同时空的微生物群落,利用统计分析工具寻找环境因子与微生物群落之间的相关性,并将脱水性能评价指标与微生物群落结构多样性相联系,寻找导致蓝藻泥脱水性质波动的影响因素。结果表明:蓝藻泥脱水评价指标滤饼比阻与细菌群落多样性指数Chao值相关,说明藻水分离站周边水域微生物群落中细菌群落多样性与蓝藻泥脱水性能具有相关性;气温作为季节变化的代表性指标,是影响微生物群落结构的最主要因素;在本实验取样范围内,蓝细菌门和变形菌门在所有取样点的细菌群落中占有主要丰度,铜绿微囊藻作为蓝细菌门中唯一被检测出的菌属可能是导致蓝藻泥脱水困难的主要因素之一。（2）通过分析目前蓝藻泥深度脱水生产车间的工艺,利用压滤过程的进料流量实时数据建立了生产车间滤饼比阻计算方法,并将实验室滤饼比阻与生产车间滤饼比阻相联系,发现实验室滤饼比阻与生产车间滤饼比阻存在线性关系,生产车间滤饼比阻是实验滤饼比阻的1.55倍。通过分析目前生产工艺中市政污泥占比的影响,发现市政污泥含量对滤饼比阻的影响呈线性,而蓝藻泥含量与滤饼比阻为2.21次方的关系,蓝藻泥在混合藻泥中的占比对滤饼比阻的影响更为显着。而药剂投加量中氧化钙投加量与滤饼比阻的关系为-1.04次方,氯化铁投加量与滤饼比阻的关系仅为-0.0371次方,说明氧化钙投加量对混合藻泥滤饼比阻影响更显着。根据以上信息建立了蓝藻泥脱水性能快速评估方程G=0.342（SRFd/SRFp）?0.962×F?（-0.0357）,科学高效的指导生产。（3）利用絮凝-热压滤工艺对目前传统蓝藻泥机械脱水进行了工艺优化研究,并在中试规模下进行放大生产,为目前蓝藻泥深度脱水工艺的改进提供了新的方案。实验室条件下,当投加蓝藻泥干物质浓度10%氯化铁热滤时,在实验范围内效果最好,相比于未加药进行热滤组,滤饼比阻降低了92.85%;在中试条件下,投加蓝藻泥干物质浓度15%氯化铁进行热压滤,可以得到含水率约65%的藻泥滤饼,实际蓝藻泥减容率高达61%,相比于目前企业生产条件实际蓝藻泥减容率的46%,有效提高蓝藻泥处理效率,实现蓝藻泥处理的减量化,且得到的蓝藻滤饼VS/TS高,有利于后续资源化利用。
刘燕[2]（2021）在《不同环境中抗生素抗性基因的分布特征和传播机制》文中认为抗生素抗性基因（Antibiotic resistance genes,ARGs）作为一种新型环境污染物,对不同环境的生态系统安全和人类健康产生严重的威胁。近期的研究中ARGs已在不同环境中被大量检测出且产生了富集污染。然而,不同环境中ARGs分布规律的综合比较分析,及其传播方式仍处于研究初期。因此,本研究针对城市黑臭河流、养猪场周边农田土壤、受人为干扰少的贡嘎山以及网络交易的粪肥,采用高通量实时荧光定量PCR（High-Throughput Real-time fluorescence quantitative PCR,HT-q PCR）的方法,对283对ARGs和12对可移动遗传元件（Mobile Genetic Elements,MGEs）遗传标记物进行检测,探讨不同环境介质中ARGs和MGEs的多样性和丰度以及其分布特征,并耦合生物理化指标,揭示ARGs与各环境因子的相关性。其研究结果如下:（1）在城市黑臭河流中,水样中共检测到199种不同的ARGs和12种MGEs,底泥中共检测到160种ARGs和9种MGEs。在城市河流水样中黑臭区域的ARGs和MGEs的亚基种类和相对丰度均显着高于河流上游的农村对照区域（P<0.05）,表明人类活动引起的恶劣水质可能会加剧ARGs和MGEs的富集和污染。在底泥中没有显着差异。冗余分析表示,NH4+-N、p H以及Fe离子是影响河流水体中ARGs分布和组成的显着环境因子,底泥中并未发现显着影响其ARGs分布的理化因素。（2）在养猪场周边土壤样品中总共检测到198种ARGs和12种MGEs。养猪场排污口、堆肥氧化池边、施用粪肥的土壤中ARGs和MGEs的亚基种类和丰度均显着高于未施肥的对照土壤（P<0.05）,表明养猪场对周围农田土壤有显着的ARGs贡献。此外,冗余分析表明p H和NH4+-N分别解释了不同样品间ARGs差异的61%和28%,但并无显着的相关性（P>0.05）。（3）在贡嘎山2948-3651米海拔土壤样品中总共检测到132种ARGs和10种MGEs。在贡嘎山各海拔梯度的土壤样品中ARGs和MGEs的种类组成和丰度有显着差异（P<0.05）,然而其并未随着海拔高度变化而变化。冗余分析表明NO3--N、NH4+-N、含水量、海拔和TOC分别解释了贡嘎山各海拔梯度样品中ARGs分布差异的33%、29%、20%、9%和5%,但均没有显着的相关性（P>0.05）。（4）在网络交易平台上购买的四种粪肥中共检测出165种ARGs和10种MGEs,检测到ARGs种类为:羊粪肥（138种）＞鸡粪肥（98种）＞鸡羊混合肥=牛粪肥（89种）。不同粪肥的ARGs丰度和组成差异显着,且都有其独有的ARGs亚型。同时,四种粪肥的总ARGs与总MGEs的相对丰度呈极显着相关（P＜0.01）,表明ARGs的水平转移可能加剧粪肥环境中ARGs的迁移和传播风险。（5）河流水样、底泥样品、农田土壤样品、高山土壤和粪肥样品之间检测到的ARGs和MGEs种类数和相对丰度均有显着差异（P<0.05）。ARGs种类数的总体变化如下:农田土壤>河流水样>河流底泥>粪肥>高山土壤;ARGs的相对丰度变化为:粪肥>河流底泥>农田土壤>河流水样>高山土壤。综上所述,不同环境中ARGs的分布特征有显着差异,ARGs的多样性和丰度随着人为干扰强度的增加而增加。本研究为评估其不同环境中微生物生态安全提供了理论依据,也为探究不同环境介质中ARGs的传播机制、以及评估ARGs污染水平提供重要的数据基础。
郭敬阳[3]（2020）在《沼肥/钝化剂对土壤及菠菜中重金属镉/铬的影响研究》文中进行了进一步梳理土壤重金属污染已威胁到人类的健康和生命安全,而重金属的危害与其赋存形态密切相关。沼肥作为重要的有机肥,如何科学施用对提高农产品质量和产量、减少重金属污染至关重要。本文以菠菜为种植作物,通过盆栽试验,研究施加沼肥及不同种类的钝化剂（沸石、赤泥、钙镁磷肥）对土壤重金属Cd、Cr的影响。利用BCR连续提取法分析重金属形态,对重金属各形态含量和分配率的变化、钝化效果及土壤污染指数进行分析;通过检测菠菜中根、茎、叶中重金属含量,计算了生物富集系数,分析了土壤可交换态和有效态含量与菠菜中重金属含量的相关性;分别用蒸馏水、KCl、Na4P2O7、Na OH、HNO3消煮分级提取法对土壤中重金属形态变化与腐殖质的相互作用进行分析,并采用傅立叶变换红外光谱及二维相关光谱对试验前后土壤的光谱特性进行分析,阐明土壤中重金属Cd、Cr与有机质的结合机制,为降低土壤中重金属Cd、Cr生物有效性、为沼渣沼液的合理利用及土壤重金属污染治理提供一定的科学数据。主要结论如下:（1）土壤中施加沼肥或沼肥+钝化剂,重金属Cd、Cr的可交换态含量及其分配率均较试验前的降低,而残渣态含量及其分配率均增加,Cd、Cr可交换态和有效态钝化效果均提高,污染指数均降低;方差分析结果表明,施加沼肥或沼肥+钝化剂对重金属Cd、Cr可交换态和残渣态的含量、分配率及其可交换态及有效态钝化效果均有显着影响（P<0.05）。（2）施用沼肥或沼肥+钝化剂,菠菜及其茎叶部位中重金属Cd、Cr含量和生物富集系数均降低,根茎叶中重金属Cd、Cr含量和生物富集系数大小顺序均为根>茎>叶;方差分析结果表明,施加沼肥或沼肥+钝化剂对菠菜及其茎叶部位重金属Cd、Cr含量和生物富集系数均有显着影响（P<0.05）;菠菜中重金属Cd、Cr含量与土壤重金属Cd、Cr有效态含量及可交换态含量的相关性均为显着正线性相关。（3）施加沼肥或沼肥+钝化剂,土壤重金属Cd主要以有机络合态和有机结合态为主,Cr主要以残渣态为主,有机结合态和有机络合态次之。土壤中水溶态、可交换态Cd、Cr在试验后比例均降低,残渣态在试验后比例升高。重金属Cd、Cr试验前土壤主要与富里酸（FA）结合,试验后各处理与胡敏酸（HA）结合的重金属Cd、Cr的比例呈现递增趋势;方差分析结果表明,施加沼肥或沼肥+钝化剂对土壤中重金属Cd、Cr的水溶态、可交换态、残渣态和HA-Cd、HA-Cr比例均有显着影响（P<0.05）。（4）采用傅里叶变换红外光谱及二维相关红外光谱对种植前后土壤的光谱特征进行了分析,试验前后土壤的红外光谱具有相似的光谱特征,仅在相对强度上存在一定的差异。土壤中酰胺化合物、碳水化合物、蛋白质、糖类等有机物含量减少,芳香族等腐殖质含量增加。通过吸收峰强度分析结果可知:施加沼肥+钙镁磷肥处理土壤腐殖化程度最高。在1800cm-1～900cm-1波数范围内的二维相关红外光谱显示,土壤中蛋白质类物质和芳香环类物质和多糖类物质过程中均存在协同作用,但不同处理表现出其它不同的协同作用,施加沼肥或沼肥+钝化剂有利于增强土壤的腐殖化程度,施加沼肥+钙镁磷肥处理效果更加明显。
史京转[4]（2020）在《赤泥及其改性去除水中环丙沙星的性能和机理研究》文中指出赤泥是工业制取氧化铝（Al2O3）过程中产生的固体废弃物,因其含有氧化铁呈褐色或赤褐色被称为“赤泥”。每生产1t Al2O3会产生1～2 t的赤泥,全世界赤泥的排放量为6000万t/a,我国占到1/15。由于赤泥的资源化、无害化程度不高,简单堆积导致的环境问题日益严重,因此研究赤泥的再生利用具有重要的科学研究和实际价值。目前赤泥对重金属、有机染料及磷酸盐的吸附已有报道,但对抗生素类新型有机物的去除还鲜见报道。本文以第三代喹诺酮类抗生素—环丙沙星为目标污染物,研究赤泥及其磁改性对环丙沙星的吸附、催化氧化性能及机理。主要内容包括:（1）SEM、TEM、比表面积和孔径分析表明,赤泥由细小微粒与分散不规则的四边形晶体组成,具有较大的比表面积（10.96 m2·g-1）和复杂孔道结构（平均孔径40.93 nm）。采用响应面优化BBD方法对赤泥吸附环丙沙星的条件进行优化,通过方差分析、K-S检验法和Pearson相关性分析,模型对吸附量和吸附率具有显着适应性。拟合得到的二次回归方程能准确合理的反映各影响因素与吸附量/吸附率之间的关系,得到最佳吸附条件为:吸附温度25℃,振荡速率247.87 r·min-1,pH=3.0,赤泥投加量3.46 g·L-1,环丙沙星初始浓度29.44 mg·L-1时,预测吸附量7.50 mg·g-1,吸附率97.48%。模型满意度0.977。（2）赤泥吸附环丙沙星的影响因素研究表明:赤泥最佳投加量为3.5 g·L-1;吸附温度（15-55℃）和环丙沙星初始浓度（10-30 mg·L-1）增加,吸附量增加,吸附率变化缓慢;pH=3.0更有利于赤泥对环丙沙星的吸附。赤泥对环丙沙星的吸附过程遵循伪二级反应动力学及Langmuir-Freundlich等温线模型,吸附过程受快速吸附、慢速吸附、颗粒内扩散等多种吸附机理的影响。吸附机理表明,环丙沙星分子中的-COO与赤泥发生表面络合作用,同时C=O可能与赤泥发生微弱的静电或内球面键合作用。热力学结果表明,赤泥吸附环丙沙星是自发进行的吸热反应。赤泥的稳定性表明,吸附饱和的赤泥在pH=9.0～11.0范围的稳定性较强。（3）赤泥能有效催化过一硫酸盐（PMS）降解环丙沙星。赤泥表面Al、Ti、Fe等的电子转移,以及Ca、Al、Na等Lewis酸与PMS形成配合物,PMS生成HO·和SO4-·,快速与吸附在赤泥表面的环丙沙星发生氧化反应,反应活化能为5.74 kJ·mol-1。pH在5～11范围,降解率可维持在80%以上,拓宽了 pH应用范围。Cl-、NO3-、HCO3-和H2PO4-对环丙沙星的降解具有一定程度的抑制或促进作用。赤泥经四次重复后,环丙沙星的降解率仅下降9.1%。浸出实验表明,赤泥的金属离子在安全上基本符合标准要求。环丙沙星在赤泥/PMS氧化体系中主要有8种产物解析出来,通过两种途径进行降解。（4）利用共沉淀法制备磁性赤泥CoFeRM,与赤泥相比,CoFeRM具有更大的比表面积（77.16 m2.g-1）、更复杂的孔道结构（平均孔径为10.75 nm）以及优良的沉降性能。相同条件下,赤泥与CoFeRM对环丙沙星的吸附量和吸附率分别为3.64 mg·g-1、43.62%和4.25 mg·g-1、70.88%。响应面优化模型亦能准确反映CoFeRM吸附环丙沙星过程中各主要因素与去除率之间的关系。与赤泥吸附环丙沙星相似,吸附过程遵循伪二级反应动力学模型,CoFe2O4也参与了吸附反应,CoFeRM对环丙沙星的吸附也是自发进行的吸热反应。（5）CoFeRM能够有效催化超声/H2O2降解环丙沙星,主要在于体系中HO·的生成。Cl-、NO3-和HCO3-抑制了环丙沙星的降解,H2PO4-几乎没有影响。环丙沙星在湖水和污水出水中的降解率保持在90%以上;四次重复使用后CoFeRM仍保持很好的催化活性。环丙沙星的TOC去除率达到50.03%,UPLC-MS/MS有8种产物解析出来,环丙沙星主要通过哌嗪环开裂进行降解。论文研究结果对于赤泥的资源化利用及环丙沙星污染废水的处理具有比较重要的参考价值。
范晓航[5]（2020）在《蔗糖产业发展新模式探索》文中研究表明我国是世界食糖生产大国,同时也是食糖消费大国。近年来我国蔗糖产业发展过程中存在生产成本居高不下,市场竞争力较弱,产品品种单一,甘蔗副产物利用率低,设备和人工利用率较低,自动化水平低,食糖替代品发展迅速,进口糖冲击国内市场等一系列问题,蔗糖成本与价格倒挂、产业严重亏损,导致糖业发展陷入困境。在此背景下,找出蔗糖产业发展存在问题、构建产业发展新模式具有重要意义。本文针对蔗糖产业发展过程中存在的的问题,分析总结了蔗糖产业的产业特性,探讨了蔗糖产业宏观环境、行业环境、产业内外部竞争环境,分析比较蔗糖产业制糖生产和原料蔗生产成本的变化,进而提出切实可行的蔗糖产业发展建议,在此基础上构建蔗糖产业发展新模式。为蔗糖产业可持续发展提供参考。研究表明,蔗糖产业资源性没有得到充分发挥,产业政策不完善,产品深加工水平低,制糖生产成本过高与价格倒挂,面对进口糖和淀粉糖对国内食糖市场的侵蚀,缺乏足够市场竞争力,甘蔗种植和制糖生产两个环节的成本压缩空间极小。本文通过深入挖掘蔗糖产业资源属性,分别从甘蔗资源、土地资源、设备和人工资源及经营模式等方面提出,通过种养结合和间套种发展绿色生态农业,提高土地资源利用率,提高土地收益;充分利用甘蔗资源,生产多元化、高值化产品;分制原糖、集中精炼,利用特色资源补充糖业,提升设备和人工资源利用率;实现农工一体化经营,构建产业生态圈,以市场为导向进行组织管理创新,实现蔗糖产业经营模式转型。对促进蔗糖产业健康发展,提升资源要素利用率,增强产业核心竞争力,实现蔗糖产业农工一体化、农业现代化、农业生态化、多元高值化、功能材料化、自动智能化具有重要的现实意义。
杨芮[6]（2020）在《淮北塌陷区南湖水体典型抗生素抗性基因赋存特征研究》文中指出抗生素是在微量浓度能够抑制细胞生长的一类化合物。磺胺抗生素是第一种人工合成的抗生素,被广泛应用畜禽养殖业。磺胺类抗生素的大量使用（滥用）,诱导环境微生物产生磺胺抗性基因,并成为一种广受关注的新型环境污染物。不同环境基质中磺胺抗性基因存在较大差异。采煤塌陷形成的湖泊是淮北的特征水体,本论文调查了淮北杨庄矿采煤塌陷区南湖水体中7种典型磺胺类抗生素（磺胺、磺胺嘧啶、磺胺噻唑、磺胺吡啶、磺胺二甲嘧啶、磺胺甲恶唑和磺胺二甲氧嘧啶）及其抗性基因（sul1,sul2,sul3和sulA）和一类整合子整合酶基因（int1）的赋存状况,结果如下:（1）磺胺、磺胺嘧啶、磺胺噻唑、磺胺吡啶、磺胺二甲嘧啶、磺胺甲恶唑和磺胺二甲氧嘧啶在淮北南湖水体环境中均被检出。磺胺类抗生素在南湖水体和底泥样品中的检出频率和浓度因采样点而异。水体样品中,除了磺胺和磺胺二甲嘧啶没有被检出外,磺胺嘧啶、磺胺噻唑、磺胺吡啶、磺胺甲恶唑和磺胺二甲氧嘧啶的检出频率分别为30%,10%,30%,90%和70%。相应地,它们在水体中的平均浓度分别为5.54 ng/L,2.36 ng/L,7.87 ng/L,28.26 ng/L和20.78 ng/L。在底泥样品中,磺胺甲恶唑的检出频率和检出浓度最高,分别为100%和76.16ng/L;紧接着是磺胺嘧啶,其检出频率和浓度分别为40%和30.29 ng/g,磺胺噻唑则没有被检出。总体上,底泥样品中磺胺抗生素的检出频率和检出浓度高于水体样品。（2）从淮北南湖水体和底泥样品中PCR扩增到磺胺抗性基因sul1、sul2和一类整合子整合酶基因int1,但所有样品中均没有扩增到磺胺抗性基因sul3和sulA。Sul1基因在底泥中的检出频率为100%,其在水体样品中的检出率为90%。Sul2基因在底泥和水体样品中的检出频率低于sul1的检出频率,均为80%。类似于sul1,一类整合酶基因int1在底泥和水体中的检出频率分别为100%和90%。（3）Sul1、sul2和int1基因在南湖水体样品中的丰度存在较大差异,分别为6.25×105 copy/mL、1×106 copy/mL和1.12×106 copy/mL。同一基因在不同采样点间也存在较大差异,sul1基因在3号水体样品中的丰度最高,为1.50×106copy/mL,而在7号水样中其丰度则低于检出限。10号水样中sul2基因丰度最高,为2.78×106 copy/mL;int1基因在8号水样中的丰度最高,为2.26×106 copy/mL,1号水样中int1基因的丰度略低于8号水样,为2.04×106 copy/mL。总体而言,1号水体样品中的基因丰度最高,为5.29×106 copy/mL,其次是10号水样,总丰度为4.75×106 copy/mL,7号水体样品中的总丰度最低,为1.30×106 copy/mL。Sul1、sul2和int1基因在底泥样品中的丰度存在较大差异,分别为9.34×105copy/g、1.14×106 copy/g和1.3×106 copy/g。Sul1在1号底泥样中的基因丰度最高为3.06×106 copy/g,在3号底泥样中其丰度则低于检出限。Sul2基因的平均丰度高于sul1基因的平均丰度。Sul2基因丰度最大的是1号底泥样（2.64×106copy/g）,2号和10号底泥样中sul2的丰度则低于检出限。Int1基因在7号底泥样中的丰度最高,为3.79×106 copy/g,10号底泥样中int1基因的丰度略低于7号底泥样,为3.01×106 copy/g。总体而言,1号底泥样品中的基因丰度最高,为6.36×106 copy/g,其次是7号底泥样,总丰度为6.28×106 copy/g,8号底泥样品中的总丰度最低,为1.26×106 copy/g。（4）南湖水体样品中磺胺抗性细菌远少于底泥样品中磺胺抗性细菌。水体中磺胺抗性细菌平均为8×101 cfu/mL;最大为3.72×102 cfu/mL,最小为3.0 cfu/mL;底泥中磺胺抗性细菌平均为4.33×104 cfu/g,最大为1.21×105 cfu/g,最小为5.0×103 cfu/g。分离自水体样品中磺胺抗性细菌sul1和sul2的携带率均为75%,而来自底泥样品中磺胺抗性细菌sul1和sul2的携带率低于水体样品,分别为66.67%和41.67%。本研究有助于加深对淮北采煤塌陷湖泊中磺胺抗生素及其抗性基因的了解,为其环境风险预测和相关阻断技术的开发提供了资料。
邹古月[7]（2020）在《混合菌群处理养猪沼液耦联微藻养殖技术研究》文中研究说明集约化养猪业的发展造成大量的猪粪污过度积累,给环境带来巨大的压力。猪粪污经厌氧发酵后所产生的高污染负荷沼液是猪粪污无害化资源化利用的行业共性难题之一。其中富含有机物、氨氮以及Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）等重金属离子,如果不经过处理直接排放将造成严重的环境污染。近年来,生物处理技术作为一种资源化和无害化的废水处理技术被广泛应用于养猪沼液的处理中。以光合细菌为主的微生物对废水中污染物有较强的耐受能力,而以绿藻为主的微藻则可以在后续的沼液生物净化中发挥高效地深度处理作用,并有效利用养猪沼液中的营养物质,将其转化为有特定价值的微藻生物质,起到变废为宝的作用。为实现养猪沼液中有机物和重金属的高效去除这一目标,本研究以养猪沼液为研究对象,开展了菌种筛选以及培养条件优化的实验,深入研究了混合菌群对沼液中高浓度有机物和重金属的去除效果及机理,最后利用小球藻进一步净化经过混合菌群预处理的沼液,尝试构建菌藻联用使养猪沼液无害化资源化利用耦联增效的新途径。主要研究结果如下:1.从养猪沼液中进行细菌菌种选育,筛选出包含产碱菌（Alcaligenes）、红假单胞菌（Rhodopseudomonas）、蒂氏杆菌（Tissierella praeacuta）、孟氏肠球菌（Enterococcus mundtii）、缺陷短波单孢菌（Brevundimonas diminuta）5种菌株的混合菌群。通过16sRNA分析得出其占比分别为53.8%、21.3%、5.1%、4.9%、3.1%。此外,筛选出的混合菌群具有难以分离的特性,这是由于养猪沼液的复杂性,单一菌株难以独立生存,因此为实现生存目标,菌种之间需要发挥生物间的协同作用充分利用生物多样性。2.对混合菌群进行培养条件的优化,发现在光照有氧的条件下混合菌群生长更好,经过9天的培养,生物量从68 mg/L增长到1758 mg/L,是初始量的25.9倍,对总碳（TC）、总氮（TN）、化学需氧量（COD）的去除率分别达到58.4%、37.4%、47.7%。将混合菌群初步应用于处理人工模拟养猪沼液发现污染物去除效果良好,对氨氮（NH4+-N）、COD、总磷（TP）、TC、TN的去除率分别为14.5%、65.4%、42.3%、46.9%、31.6%。因此,考虑将其作为养猪沼液前处理的菌群。3.通过在模拟沼液中添加主要重金属污染物Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）,探究混合菌群对模拟沼液中污染物的处理效果。结果表明,筛选出的混合菌群可以在高浓度的Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）条件下生长。在含有40 mg/L Cu（Ⅱ）的模拟沼液中,经过9天的培养,生物量从49 mg/L增长至525 mg/L;在含有100 mg/L Zn（Ⅱ）的模拟沼液中,经过9天的培养,生物量从45 mg/L增长至613 mg/L。混合菌群可以通过分泌胞外聚合物吸附去除废水中的Cu（Ⅱ）、Zn（Ⅱ）。菌体对Cu（Ⅱ）的吸附量最高达10.1 mg/g,对Zn（Ⅱ）的吸附量最高达95.0mg/g。模拟沼液中的重金属离子主要与胞外聚合物中的蛋白质发生作用并结合在菌体表面。在混合菌群中缺陷短波单孢菌（Brevundimonas diminuta）对重金属的吸附发挥了重要作用。4.通过3种处理方式处理两种不同来源的养猪沼液发现,先利用混合菌群处理5天,再利用小球藻处理5天比仅用混合菌群或小球藻处理10天效果更好。菌藻联用处理对高浓度沼液中COD、TN、TC、TP的去除率分别达到87.6%、68.3%、52.7%、69.2%;仅用混合菌群处理为 84.4%、50.3%、43.5%、57.7%;而小球藻则无法直接在沼液中生长繁殖。菌藻联用处理对低浓度沼液中COD、TN、TC、TP的去除率分别达到57.1%、62.9%、32.6%、68.1%;仅用混合菌群处理为21.4%、31%、11.5%、8.5%;仅用小球藻处理为 42.3%、49.6%、16.6%、63.8%。这说明菌藻联用技术可有效运用于养猪沼液的处理。此外,菌藻联用处理沼液后所产出的小球藻蛋白质和脂质的含量分别达到41%和32.3%,且其重金属含量很低,Cu（Ⅱ）和Zn（Ⅱ）都小于10 mg/kg,表明其具有用于开发藻类饲料蛋白的潜力,值得进一步研究。
吴甘林[8]（2020）在《喹诺酮类耐药菌及耐药基因在罗非鱼和杂交鳢养殖中的分布特征》文中进行了进一步梳理作为全球严峻的公共卫生问题之一,细菌耐药性问题近年来在水产养殖业中愈发受到重视,喹诺酮类药物是水产养殖中较为常用的抗菌药物之一,其耐药性问题也愈发凸显。罗非鱼和杂交鳢均是我国重要的特色淡水经济鱼类,且均有着养殖产量高、养殖密度大等特点。罗非鱼和杂交鳢（斑鳢Channa maculata♀×乌鳢Channa argus♂）养殖中喹诺酮类药物耐药现象也较为普遍。目前国内外对水产养殖动物（水产品）或养殖环境的细菌耐药性研究,多限于对某一种属菌株的耐药性研究,对反映鱼体或环境中细菌耐药情况不够全面。本研究旨在通过喹诺酮类药物（萘啶酸和恩诺沙星）筛选培养的方式,了解不同养殖阶段罗非鱼和杂交鳢的鱼肠道及养殖环境中喹诺酮类耐药菌的产生比例及耐药细菌的种类,同时对罗非鱼和杂交鳢养殖中质粒介导的喹诺酮类耐药基因进行类型与丰度分析,明确喹诺酮类耐药菌及耐药基因的分布特征,评估喹诺酮类耐药传播风险,从而为建立水产品耐药防控技术提供数据支撑,以及为抗菌药物的合理使用和保障水产品质量安全提供理论依据。采用细菌平板计数法计算罗非鱼和杂交鳢在不同养殖阶段鱼肠道及养殖环境的菌落数量,结果显示,在各养殖阶段可培养菌的菌落总数相对稳定,维持在105CFU·g-1～107 CFU·g-1。鱼肠道菌群的耐药风险显着高于水产养殖环境的,其中罗非鱼肠道菌群对萘啶酸和恩诺沙星的耐药率分别为26.7%和18.3%,杂交鳢肠道菌群对萘啶酸和恩诺沙星的耐药率分别为37.7%和21.8%。在养殖的不同阶段中,喹诺酮类药物的耐药风险差异不显着,而不同品种、不同养殖区域存在一定差异。采用16S rDNA高通量测序技术对不同来源样品的耐药菌群进行组成分析,结果显示,在罗非鱼养殖中底泥中微生物多样性最高,鱼肠道及池塘水次之;而杂交鳢鱼肠道的微生物多样性高于池塘水和底泥样品。罗非鱼肠道样品中喹诺酮类耐药菌群的优势菌群为埃希氏菌属、肠杆菌属和气单胞菌属细菌,而杂交鳢肠道样品中则为埃希氏菌属、气单胞菌属和邻单胞菌属细菌。罗非鱼和杂交鳢环境样品中,对喹诺酮类药物耐药的菌群则以气单胞菌属和埃希氏菌属为主,且两者丰度之和显着高于肠道的。在不同采样点的不同采样时期中各菌属所占比例及变化未展现出明显规律性。采用普通PCR和荧光定量PCR法对质粒介导的喹诺酮类耐药基因进行类型与丰度分析,结果显示,罗非鱼及其养殖环境样品一共检出4种基因类型,分别是qnr A（qnr A1）、qnr B（qnr B10）、qnr S（qnr S1、qnr S5）和oqx AB（oqx A）,其检出率分别为2.5%、7.4%、42.0%和34.7%;而杂交鳢及其养殖环境样品也检出4种基因类型,分别是qnr B（qnr B10）、qnr S（qnr S1）、oqx AB（oqx A）和aac（6’）-Ib-cr,其检出率分别为3.7%、29.6%、22.2%和7.4%。罗非鱼和杂交鳢及其养殖环境中PMQR基因普遍存在,其中底泥样品中PMQR基因丰度总量最高,其次为肠道和池塘水样品。罗非鱼源样品中各类PMQR基因的绝对丰度在103～107 copies g-1·(copies·m L-1),相对丰度在0.02%～0.96%;杂交鳢源样品中,各类PMQR基因的绝对丰度在103～108 copies·g-1(copies·m L-1),相对丰度在0.004%～41.17%。杂交鳢肠道和环境样品中oqx AB、qnr C和qnr B基因的相对丰度显着高于罗非鱼源样品,而qnr S和qnr D的相对丰度则显着低于罗非鱼源的。比较不同养殖阶段PMQR的基因丰度,不管是肠道样品还是环境样品,都没有明显规律性。综上结果可得,在罗非鱼和杂交鳢的养殖过程中,喹诺酮类药物耐药菌和耐药基因广泛存在于鱼体及其养殖环境中,鱼肠道菌群的耐药风险显着高于水产养殖环境的。不同养殖阶段喹诺酮类耐药风险无显着差异。水产养殖喹诺酮类耐药菌群以气单胞菌和埃希氏菌属为主,应开展水产养殖这两类细菌的耐药监测,并进一步开展其喹诺酮类耐药产生与传播机制的相关研究;另外应加强各养殖阶段的饲养管理,减少疾病的发生从而减少抗菌药物使用带来的耐药风险,保障水产品质量安全。
倪雷[9]（2018）在《施用有机肥料对水旱轮作系统小麦土壤微生物区系的影响》文中研究说明本研究基于苏南地区连续13年稻麦轮作系统田间定位试验,设置不施肥对照（CK）、1500kg/ha纯猪粪有机肥（0F1）,3000kg/ha纯猪粪有机肥（0F2）和4500kg/ha纯猪粪有机肥（0F3）这四个处理,旨在探索施用有机肥1)对小麦产量的影响;2)对耕作层土壤理化性质及土壤酶活性的影响;3)对氮循环过程功能微生物的影响;4)对土壤细菌群落结构、多样性及群落组分的影响。获得了主要研究结果如下:1.相较于CK而言,施用不同梯度的有机肥能够提高小麦的产量,分别比CK高251.85kg/ha、607.41 kg/ha、459.26 kg/ha。其中以 0F2 处理产量最高,高于 CK 33.47%,OF3次之。有机肥处理的小麦产量高于不施肥处理。2.与CK处理相比,有机肥处理的全氮（TN）含量较高,且OF3处理含量最高,四个时期平均高达1.39 g/kg;有机肥处理的有机质（SOM）含量高于CK处理,值得注意的是OF3处理SOM含量在小麦的四个生长时期都最高,四个时期平均高达30.11 g/kg。有机肥处理的速效钾（AK）和速效磷（AP）含量显着高于CK处理。而速效氮（AN）含量在四个处理之间没有显着差异。3.有机肥处理相较于CK处理而言显着提高了脲酶的活性,且脲酶活性随着小麦生长时期逐渐增高,六月份整体最高,平均高于CK 35.49%,且六月份中又以OF3处理最高达1.47mg g-1 day-1。但是,过氧化氢酶的活性受施肥和小麦生长时期的影响不大。采用微孔板荧光法检测土壤七种胞外酶活性,发现土壤胞外酶活性随着小麦生长时期逐渐增高。4.荧光定量PCR（Real-time PCR）结果表明,施用有机肥对耕作层土壤中的nifH基因的丰富度影响较小,固氮菌nifH基因丰度随着小麦生长而降低。此外,施用有机肥提高了耕作层土壤中的AOA、AOB和nirS基因的丰度,激活了土壤中相关微生物的活性,刺激了氮循环过程,施肥和作物生长作为两大重要因素影响着土壤中微生物的活性。5.利用Illumina MiSeq高通量测序技术对实验处理土壤细菌16S rRNA V4-V5区进行测序。荧光定量结果发现施用有机肥显着提高了土壤中细菌的丰度,作物生育时期是影响土壤中细菌丰度变化的首要因素;施用有机肥提高了细菌群落的丰富度和均匀度,显着提高了细菌群落的多样性,有利于构建更加稳定的细菌类群。施用有机肥通过影响土壤化学性质,从而使得土壤细菌群落结构发生改变。土壤中一些细菌会响应有机肥梯度施用量的变化,例如芽孢杆菌、亚硝化暖菌、脂环酸芽孢杆菌丰富度随着施有机肥量增加而增加,而芽单胞菌、囊胞杆菌、黄单胞菌、硝化螺旋菌等则相反。此外,土壤微生物对作物产量的影响显着,但是小于土壤中养分对产量的影响。综上所述,施用适量的有机肥能够在一定程度上提高小麦的产量。施用有机肥能够增加土壤有机质和全氮养分含量,在一定程度上能够帮助土壤给作物提供相较于不施肥处理更高的全量养分;有机肥在维持土壤酶活的稳定得同时可以促进脲酶活性增高。施用有机肥能够改变土壤功能微生物的数量,提高细菌群落多样性,有利于构建更加稳定的细菌类群。
丰丙政,滕德荣,农秋阳,梁朝昱,詹慧[10]（2017）在《蔗糖深加工及甘蔗副产物综合利用研究进展》文中认为目前,蔗糖深加工的部分高附加值产品和甘蔗副产物已被广泛应用于食品、医药、化学工业和畜牧业等领域中,不仅提高了制糖企业和农民的经济收益,在糖业循环经济、产业链延伸中也具有重要的现实意义。本文通过阐述蔗糖深加工及甘蔗副产物综合利用情况,为蔗糖深加工和甘蔗副产物的进一步研究及产业化推广应用提供参考依据。
二、滤泥在养殖业中的应用（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、滤泥在养殖业中的应用（论文提纲范文）
（1）太湖蓝藻泥深度脱水工艺研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 蓝藻污染现状及处理处置 |
| 1.1.1 太湖蓝藻的污染现状 |
| 1.1.2 蓝藻的处理处置技术 |
| 1.2 太湖蓝藻脱水研究现状 |
| 1.2.1 藻水初步分离工艺研究现状 |
| 1.2.2 目前太湖藻水分离站工艺 |
| 1.2.3 深度脱水工艺研究现状 |
| 1.2.4 太湖蓝藻深度脱水现状 |
| 1.3 热压滤深度脱水技术 |
| 1.3.1 热压滤深度脱水工艺 |
| 1.3.2 热压滤深度脱水机理 |
| 1.4 研究目标及主要研究内容 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究目标 |
| 1.4.3 主要研究内容 |
| 1.4.4 拟解决的关键技术 |
| 1.4.5 技术路线 |
| 第二章 藻水分离站周边水域微生物群落时空分布与蓝藻泥脱水性能的相关性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 微生物样品分析 |
| 2.2.3 水质指标及滤饼比阻的测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 微生物群落结构分析 |
| 2.3.2 微生物群落结构与环境因子的关系 |
| 2.3.3 微生物群落与蓝藻泥脱水性能的关系 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 蓝藻泥脱水性能快速评估 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验原料 |
| 3.2.2 实验室条件下滤饼比阻的测定 |
| 3.2.3 生产车间混合藻泥的压滤工艺 |
| 3.2.4 分析测试方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 蓝藻泥生产滤饼比阻与实验滤饼比阻的相关性 |
| 3.3.2 不同助滤剂添加量对混合藻泥脱水性能的影响 |
| 3.3.3 蓝藻泥与市政污泥配料比例对混合藻泥脱水性能的影响 |
| 3.3.4 蓝藻泥压滤脱水性能快速评估方法的建立 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 蓝藻泥热压滤深度脱水工艺及中试研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方案 |
| 4.2.3 实验装置 |
| 4.2.4 分析测试方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 热压滤改善蓝藻泥脱水性能的工艺条件优化 |
| 4.3.2 热压滤改善蓝藻泥脱水性能的中试研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 主要结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者攻读硕士期间发表的论文 |
（2）不同环境中抗生素抗性基因的分布特征和传播机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 抗生素污染现状概述 |
| 1.2 ARGs 的概述 |
| 1.2.1 ARGs的定义 |
| 1.2.2 ARGs的抗性机理 |
| 1.2.3 ARGs的传播机制 |
| 1.3 国内外ARGs污染的研究现状 |
| 1.3.1 水环境中ARGs的污染研究 |
| 1.3.2 土壤环境中ARGs的污染研究 |
| 1.3.3 其它环境中ARGs的污染研究 |
| 1.4 ARGs的研究方法 |
| 1.4.1 基于细菌培养的研究方法 |
| 1.4.2 PCR技术 |
| 1.4.3 高通量测序技术 |
| 1.4.4 宏基因组测序 |
| 1.4.5 HT-qPCR |
| 1.5 研究目的和内容以及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的和内容 |
| 1.5.2 技术路线图 |
| 第2章 城市人类活动对河流中ARGs的影响——以嘉陵江支流西河为例 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 采样点描述 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.2.3 研究方法 |
| 2.2.3.1 理化性质分析 |
| 2.2.3.2 水体和底泥中微生物总DNA的提取和qPCR |
| 2.2.3.3 基于~3H放射性同位素的微生物活性的测定 |
| 2.2.3.4 HT-qPCR测定不同样品中的ARGs |
| 2.2.3.5 HT-qPCR测定不同样品中的病原微生物 |
| 2.2.4 数据处理与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 河流黑臭区域与对照区域的ARGs和 MGEs的检测个数比较分析 |
| 2.3.2 河流黑臭区域与对照区域的ARGs和 MGEs的丰度比较分析 |
| 2.3.3 河流黑臭区域与对照区域的ARGs的亚基组成分析 |
| 2.3.4 河流中水体和底泥的ARGs和 MGEs的网络分析 |
| 2.3.5 环境因子与ARGs和 MGEs的冗余分析 |
| 2.3.6 城市河流中致病菌分布规律以及其与ARGs的规律的综合分析 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 养猪场对周围农田生态系统中ARGs分布的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 采样点描述 |
| 3.2.2 样品采集 |
| 3.2.3 研究方法 |
| 3.2.3.1 理化性质分析 |
| 3.2.3.2 分子生物学分析 |
| 3.2.3.3 HT-qPCR |
| 3.3 数据处理与分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 养猪场周边农田土壤中的ARGs和 MGEs的检测个数比较分析 |
| 3.4.2 养猪场周边农田土壤中的ARGs和 MGEs的检测丰度比较分析 |
| 3.4.3 养猪场周边农田土壤中的ARGs和 MGEs亚基的组成分析 |
| 3.4.4 养猪场周边农田土壤中ARGs与环境因子的冗余分析 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 受人为活动干扰少的贡嘎山区域中各海拔梯度的ARGs的分布特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 采样点描述 |
| 4.2.2 样品采集 |
| 4.2.3 研究方法 |
| 4.2.3.1 理化性质分析 |
| 4.2.3.2 分子生物学分析 |
| 4.2.3.3 HT-qPCR |
| 4.2.4 数据处理与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 贡嘎山各海拔梯度的ARGs和 MGEs的检测个数比较分析 |
| 4.3.2 贡嘎山各海拔梯度的土壤中的ARGs和 MGEs的检测丰度比较分析 |
| 4.3.3 贡嘎山各海拔梯度的土壤中ARGs和 MGEs的亚基组成分析 |
| 4.3.4 贡嘎山海拔梯度的土壤中ARGs与环境因子的冗余分析 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 粪肥的网络交易可能促进ARGs的传播 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试粪肥信息 |
| 5.2.2 研究方法 |
| 5.2.2.1 分子生物学分析 |
| 5.2.2.2 HT-qPCR |
| 5.2.3 数据处理与分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 四种网络交易的粪肥中ARGs和 MGEs的检测个数比较分析 |
| 5.3.2 四种网络交易的粪肥中ARGs和 MGEs的检测丰度比较分析 |
| 5.3.3 四种网络交易的粪肥中ARGs和 MGEs的组成分析 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 综合比较分析不同环境中ARGs和 MGEs的分布规律 |
| 6.1 不同环境中的ARGs和 MGEs的检测个数比较分析 |
| 6.2 不同环境中的ARGs和 MGEs的丰度比较分析 |
| 6.3 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间科研情况 |
（3）沼肥/钝化剂对土壤及菠菜中重金属镉/铬的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 沼肥利用现状 |
| 1.2 土壤重金属污染及其危害概述 |
| 1.2.1 土壤重金属污染 |
| 1.2.2 土壤重金属来源 |
| 1.2.3 土壤重金属危害 |
| 1.3 沼肥及钝化剂对土壤和作物中重金属影响的国内外研究现状 |
| 1.3.1 沼肥对土壤和作物中重金属影响的国内外现状 |
| 1.3.2 钝化剂对土壤和作物中重金属影响的国内外现状 |
| 1.3.3 基于红外光谱分析有机质与重金属的影响国内外现状 |
| 1.4 研究目的、意义及主要内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器设备 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验主要仪器设备 |
| 2.2 试验方案 |
| 2.2.1 试验设计 |
| 2.2.2 试验方法 |
| 2.3 试验主要测试项目与方法 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 第三章 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬的影响 |
| 3.1 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬的形态的影响 |
| 3.1.1 沼肥/钝化剂对土壤重金属Cd的形态的影响 |
| 3.1.2 沼肥/钝化剂对土壤重金属Cr的形态的影响 |
| 3.2 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬各形态分配率的影响 |
| 3.2.1 沼肥/钝化剂对土壤中重金属Cd形态分配率的影响 |
| 3.2.2 沼肥/钝化剂对土壤中重金属Cr形态分配率的影响 |
| 3.2.3 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬生物有效性的影响 |
| 3.3 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬钝化效果的影响 |
| 3.3.1 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬可交换态钝化效果的影响 |
| 3.3.2 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬有效态钝化效果的影响 |
| 3.4 沼肥/钝化剂对土壤污染指数的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属镉/铬的影响 |
| 4.1 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属镉/铬含量的影响 |
| 4.1.1 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属Cd含量的影响 |
| 4.1.2 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属Cr含量的影响 |
| 4.2 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属镉/铬富集系数的影响 |
| 4.2.1 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属Cd富集系数的影响 |
| 4.2.2 沼肥/钝化剂对菠菜中重金属Cr富集系数的影响 |
| 4.3 菠菜中重金属镉/铬含量与土壤重金属镉/铬含量的相关性分析 |
| 4.3.1 菠菜中重金属Cd含量与土壤重金属Cd含量的相关性分析 |
| 4.3.2 菠菜中重金属Cr含量与土壤重金属Cr含量的相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬钝化机理的研究 |
| 5.1 沼肥/钝化剂对土壤重金属Cd/Cr腐殖质分级提取形态变化的影响 |
| 5.1.1 沼肥/钝化剂对土壤重金属Cd腐殖质分级提取形态变化的影响 |
| 5.1.2 沼肥/钝化剂对土壤重金属Cr腐殖质分级提取形态变化的影响 |
| 5.2 沼肥/钝化剂对土壤重金属镉/铬与腐殖质结合机制的研究 |
| 5.2.1 土壤重金属Cd与腐殖质结合机制 |
| 5.2.2 土壤重金属Cr与腐殖质结合机制 |
| 5.3 沼肥/钝化剂对土壤影响的红外光谱分析 |
| 5.3.1 沼肥/钝化剂对土壤红外光谱特征的影响 |
| 5.3.2 沼肥/钝化剂对土壤影响的二维红外光谱特性分析 |
| 5.4 本章小节 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位论文期间发表文章 |
（4）赤泥及其改性去除水中环丙沙星的性能和机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 抗生素简介 |
| 1.1.1 抗生素的使用现状 |
| 1.1.2 抗生素造成的污染 |
| 1.2 喹诺酮类抗生素----环丙沙星 |
| 1.2.1 环丙沙星的理化性质 |
| 1.2.2 环丙沙星在环境中的检出 |
| 1.2.3 环丙沙星的去除方法 |
| 1.3 赤泥 |
| 1.3.1 赤泥的来源及危害 |
| 1.3.2 赤泥的资源利用 |
| 1.4 论文主要内容 |
| 1.4.1 论文选题背景及意义 |
| 1.4.2 论文研究内容 |
| 1.4.3 论文技术路线 |
| 1.4.4 论文创新点 |
| 2 响应面优化赤泥吸附环丙沙星的条件 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 响应面设计方法 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 赤泥的表征 |
| 2.3.2 响应面优化模型的建立 |
| 2.3.3 优化模型分析 |
| 2.3.4 优化模型有效性验证 |
| 2.3.5 最佳吸附条件的确定 |
| 2.4 小结 |
| 3 赤泥吸附环丙沙星的性能及机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 仪器与试剂 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同因素的影响分析 |
| 3.3.2 吸附动力学 |
| 3.3.3 吸附等温线 |
| 3.3.4 吸附热力学 |
| 3.3.5 吸附稳定性 |
| 3.3.6 FT-IR分析 |
| 3.4 小结 |
| 4 赤泥催化PMS降解环丙沙星的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 仪器与试剂 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 赤泥催化PMS降解环丙沙星的效果 |
| 4.3.2 活性自由基分析及催化机理 |
| 4.3.3 影响赤泥/PMS降解环丙沙星的因素 |
| 4.3.4 水质指标对环丙沙星降解的影响 |
| 4.3.5 赤泥的实用性分析 |
| 4.3.6 环丙沙星的降解产物及路径分析 |
| 4.4 结论 |
| 5 改性赤泥CoFeRM的制备及其吸附环丙沙星的研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂与仪器 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 不同负载量CoFeRM对环丙沙星的吸附 |
| 5.3.2 CoFeRM的表征 |
| 5.3.3 沉降性能测定 |
| 5.3.4 不同因素对环丙沙星吸附的影响 |
| 5.3.5 响应面优化吸附条件 |
| 5.3.6 吸附动力学 |
| 5.3.7 吸附等温线 |
| 5.3.8 吸附热力学 |
| 5.3.9 FT-IF分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 CoFeRM催化超声/H_2O_2降解环丙沙星的研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 实验试剂与仪器 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 H_2O_2浓度测定 |
| 6.3.2 CoFeRM催化H_2O_2降解环丙沙星的效果 |
| 6.3.3 自由基鉴定 |
| 6.3.4 不同因素的影响 |
| 6.3.5 实际水质的影响 |
| 6.3.6 CoFeRM的实用性 |
| 6.3.7 降解产物及路径分析 |
| 6.4 小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间主要研究成果 |
（5）蔗糖产业发展新模式探索（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的及意义 |
| 1.2 蔗糖产业现状 |
| 1.2.1 国外糖业发展现状 |
| 1.2.2 国内糖业发展现状 |
| 1.3 国内产业经济运行情况 |
| 1.3.1 国内产业经济现状 |
| 1.3.2 广西产业经济现状 |
| 1.4 主要研究内容和研究方法 |
| 1.4.1 主要研究内容 |
| 1.4.2 研究方法 |
| 第二章 蔗糖产业发展竞争环境分析 |
| 2.1 蔗糖产业的产业特性 |
| 2.1.1 资源性 |
| 2.1.2 生产季节性 |
| 2.1.3 战略性传统产业 |
| 2.1.4 半公益性 |
| 2.1.5 地域性 |
| 2.1.6 半市场化 |
| 2.1.7 关联度高 |
| 2.2 产业宏观环境分析-PEST分析 |
| 2.2.1 政治环境 |
| 2.2.2 经济环境 |
| 2.2.3 社会环境 |
| 2.2.4 技术环境 |
| 2.3 行业环境分析-波特五力模型分析 |
| 2.3.1 供应商的议价能力 |
| 2.3.2 购买者的议价能力 |
| 2.3.3 潜在进入者的威胁 |
| 2.3.4 替代品的压力 |
| 2.3.5 行业内的竞争 |
| 2.4 产业内外部环境分析-SWOT分析 |
| 2.4.1 产业发展优势 |
| 2.4.2 产业发展劣势 |
| 2.4.3 产业发展机会 |
| 2.4.4 产业发展威胁 |
| 2.5 蔗糖产业竞争环境的矩阵分析 |
| 2.5.1 蔗糖产业竞争环境的SWOT-PEST分析矩阵 |
| 2.5.2 蔗糖产业的竞争战略SWOT矩阵 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 蔗糖产业生产成本分析 |
| 3.1 制糖生产成本分析 |
| 3.1.1 制糖生产成本及售价 |
| 3.1.2 原料蔗成本 |
| 3.1.3 吨糖加工成本 |
| 3.1.4 企业运营成本 |
| 3.2 原料蔗生产成本分析 |
| 3.2.1 原料蔗种植成本 |
| 3.2.2 甘蔗种植的物质与服务费用 |
| 3.2.3 甘蔗种植人工成本 |
| 3.2.4 甘蔗种植土地成本 |
| 3.2.5 甘蔗收益对比分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 蔗糖产业发展建议 |
| 4.1 蔗糖产业发展方向 |
| 4.1.1 提高农业生产效率 |
| 4.1.2 提高工业生产水平 |
| 4.1.3 发展全产业链 |
| 4.2 提高产业发展水平 |
| 4.2.1 扶持产业龙头企业 |
| 4.2.2 建设精深加工生产基地 |
| 4.2.3 推进产业布局优化 |
| 4.2.4 产业发展目标 |
| 4.2.5 充分发挥政府引导作用 |
| 4.3 对蔗糖产业进行重新定位 |
| 4.3.1 蔗糖产业重新定位 |
| 4.3.2 产业政策重新定位建议 |
| 4.4 强化蔗糖产业对市场的影响 |
| 4.4.1 蔗糖产业市场战略 |
| 4.4.2 市场战略保障措施 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 蔗糖产业新模式的构建 |
| 5.1 蔗糖产业发展新模式构建基础 |
| 5.1.1 设计原则 |
| 5.1.2 设计目标 |
| 5.2 蔗糖产业发展新模式的构建 |
| 5.2.1 绿色生态农业模式 |
| 5.2.2 甘蔗资源充分利用模式 |
| 5.2.3 提高设备人力效率模式 |
| 5.2.4 现代化经营管理模式 |
| 5.3 蔗糖产业发展新模式的保障措施 |
| 5.3.1 完善政策法规 |
| 5.3.2 完善体制机制 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）淮北塌陷区南湖水体典型抗生素抗性基因赋存特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1 抗生素概述 |
| 1.1 抗生素的使用现状 |
| 1.2 抗生素对环境的影响 |
| 1.3 抗生素对人体的影响 |
| 2 煤炭与塌陷区概述 |
| 2.1 煤炭及研究区煤炭现状 |
| 2.2 淮北采煤塌陷区 |
| 3 抗生素检测方法概述 |
| 4 研究现状及目的意义 |
| 第二章 南湖磺胺抗生素分布 |
| 1 材料方法 |
| 1.1 仪器和试剂 |
| 1.2 样品采集与处理 |
| 1.3 南湖水体中抗生素分布 |
| 1.4 底泥中抗生素分布 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 方法的有效性 |
| 2.2 水相中抗生素污染状况 |
| 2.3 底泥中目标抗生素污染特征 |
| 第三章 塌陷区水体抗生素抗性基因污染水平的研究 |
| 1 材料方法 |
| 1.1 试剂及菌株 |
| 1.2 .培养基 |
| 1.3 磺胺类抗生素抗性基因及int1基因的定性检测 |
| 1.4 磺胺类抗生素抗性基因及int1基因的定量检测 |
| 1.5 南湖细菌中抗生素抗性基因分布 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 样品中总DNA提取 |
| 2.2 南湖环境中sul和 int1 基因扩增 |
| 2.3 南湖环境中ARGs和 int1 的基因丰度 |
| 2.4 抗磺胺抗生素菌株的分离筛选 |
| 2.5 菌株中磺胺抗生素抗性基因的扩增 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 主要结论 |
| 4.2 研究展望 |
| 攻读硕士学位期间出版或发表的论文 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（7）混合菌群处理养猪沼液耦联微藻养殖技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 养猪沼液的来源及污染特征 |
| 1.1.1 集约化畜禽养猪场的发展现状 |
| 1.1.2 养猪沼液的特征 |
| 1.2 养猪沼液处理技术的现状 |
| 1.2.1 养猪沼液中有机物的处理 |
| 1.2.2 养猪沼液中重金属的处理 |
| 1.3 菌藻处理技术 |
| 1.3.1 细菌对废水处理的研究现状 |
| 1.3.2 微藻对废水处理的研究现状 |
| 1.3.3 菌藻系统的构建原理及优势 |
| 1.4 研究意义、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 高效畜禽废水降解菌的筛选及培养条件的优化 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 检测方法 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 菌种的筛选、鉴定与形态观察 |
| 2.3.2 混合菌群培养方式的优化 |
| 2.3.3 混合菌群处理人工模拟沼液可行性研究 |
| 2.4 实验结果与讨论 |
| 2.4.1 混合菌群的组成与形态观察 |
| 2.4.2 混合菌群培养方式的优化 |
| 2.4.3 人工模拟沼液作为混合菌群培养基的可行性分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 重金属铜和锌对混合菌群生长的影响及其去除机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 检测方法 |
| 3.3 实验设计 |
| 3.3.1 重金属铜对混合菌群生长的影响 |
| 3.3.2 重金属锌对混合菌群生长的影响 |
| 3.3.3 重金属铜与混合菌群的结合机理 |
| 3.4 实验结果与讨论 |
| 3.4.1 重金属铜对混合菌群生长的影响 |
| 3.4.2 重金属锌对混合菌群生长的影响 |
| 3.4.3 混合菌群与重金属铜的结合机理 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 菌藻联用处理实际养猪沼液 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 检测方法 |
| 4.3 实验设计 |
| 4.4 实验结果与讨论 |
| 4.4.1 两种养猪沼液的理化性质 |
| 4.4.2 不同培养方式对废水的处理效果 |
| 4.4.3 不同培养方式对小球藻生长的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（8）喹诺酮类耐药菌及耐药基因在罗非鱼和杂交鳢养殖中的分布特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 1 喹诺酮类药物 |
| 2 喹诺酮类药物耐药性的产生与耐药机制 |
| 2.1 qnr基因 |
| 2.2 aac(6’)-Ib-cr基因 |
| 2.3 qepA基因 |
| 2.4 oqxAB基因 |
| 3 我国水产动物源细菌对喹诺酮类药物耐药状况 |
| 4 水产动物源细菌的PMQR基因研究概况 |
| 5 本研究的目的与意义 |
| 第一章 罗非鱼与杂交鳢养殖喹诺酮耐药菌群数量分析 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 含药培养基的配制 |
| 1.2 样品采集 |
| 1.3 试剂与仪器设备 |
| 1.4 实验方法 |
| 1.4.1 样品处理 |
| 1.4.2 细菌培养计数 |
| 1.5 数据统计与分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 不同养殖阶段罗非鱼及其养殖环境中细菌群数量特征 |
| 2.1.1 罗非鱼及其养殖环境的细菌菌落总数在养殖过程中的变化 |
| 2.1.2 罗非鱼及其养殖环境细菌对喹诺酮类药物的耐药情况 |
| 2.2 杂交鳢及其养殖环境中细菌群数量特征 |
| 2.2.1 杂交鳢及其养殖环境的细菌菌落总数在养殖过程中的变化 |
| 2.2.2 杂交鳢及其养殖环境细菌对喹诺酮类药物的耐药情况 |
| 3 讨论 |
| 3.1 罗非鱼、杂交鳢及其养殖环境的菌群情况 |
| 3.2 罗非鱼、杂交鳢及其养殖环境喹诺酮类耐药细菌情况分析 |
| 4 小结 |
| 第二章 罗非鱼与杂交鳢养殖喹诺酮类耐药菌群结构分析 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 含药培养基的配制 |
| 1.2 样品采集 |
| 1.3 试剂与仪器设备 |
| 1.4 实验方法 |
| 1.4.1 样品处理 |
| 1.4.2 细菌总DNA提取及16S rDNA高通量测序 |
| 1.5 数据统计与分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 罗非鱼及其养殖环境中细菌群结构特征 |
| 2.1.1 罗非鱼及其养殖环境样品的微生物多样性分析 |
| 2.1.2 罗非鱼及其养殖环境样品的微生物组成 |
| 2.2 罗非鱼及其养殖环境样品喹诺酮类耐药菌的菌群结构特征 |
| 2.2.1 罗非鱼及其养殖环境样品萘啶酸耐药菌的菌群结构特征 |
| 2.2.2 罗非鱼及其养殖环境样品恩诺沙星耐药菌的菌群结构特征 |
| 2.3 杂交鳢及其养殖环境中细菌群结构特征 |
| 2.3.1 杂交鳢及其养殖环境样品的微生物多样性分析 |
| 2.3.2 杂交鳢及其养殖环境样品的微生物组成 |
| 2.4 杂交鳢及其养殖环境样品喹诺酮类耐药菌的菌群结构特征 |
| 2.4.1 杂交鳢及其养殖环境样品萘啶酸耐药菌的菌群结构特征 |
| 2.4.2 杂交鳢及其养殖环境样品恩诺沙星耐药菌的菌群结构特征 |
| 3 讨论 |
| 3.1 罗非鱼、杂交鳢及其养殖环境的菌群结构特征 |
| 3.2 罗非鱼、杂交鳢及其养殖环境喹诺酮类耐药菌的菌群结构特征 |
| 4 小结 |
| 第三章 罗非鱼与杂交鳢喹诺酮类耐药基因分布特征 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 样品采集 |
| 1.2 试剂与仪器设备 |
| 1.3 实验方法 |
| 1.3.1 样品处理 |
| 1.3.2 样品总DNA提取 |
| 1.3.3 PMQR基因检测 |
| 1.3.4 PMQR基因的丰度分析 |
| 1.4 数据统计与分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 罗非鱼及其养殖环境样品PMQR基因的类型与丰度分析 |
| 2.1.1 罗非鱼及其养殖环境样品PMQR基因的类型分析结果 |
| 2.1.2 罗非鱼及其养殖环境样品PMQR基因的丰度分析结果 |
| 2.2 杂交鳢及其养殖环境样品PMQR基因的类型与丰度分析 |
| 2.2.1 杂交鳢及其养殖环境样品PMQR基因的类型分析结果 |
| 2.2.2 杂交鳢及其养殖环境样品PMQR基因的丰度分析结果 |
| 3 讨论 |
| 3.1 罗非鱼、杂交鳢及其养殖环境PMQR基因的类型分析 |
| 3.2 罗非鱼、杂交鳢及其养殖环境PMQR基因的丰度分析 |
| 4 小结 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（9）施用有机肥料对水旱轮作系统小麦土壤微生物区系的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1 我国有机肥料的现状 |
| 1.1 有机肥料的定义 |
| 1.2 我国有机肥发展现状 |
| 2 施用有机肥料对作物和土壤养分的影响 |
| 2.1 有机肥料对作物的影响 |
| 2.2 有机肥料对土壤养分的影响 |
| 3 有机肥对土壤酶活和微生物的影响 |
| 4 研究目的意义及技术路线 |
| 4.1 研究目的意义 |
| 4.2 技术路线 |
| 参考文献 |
| 第二章 施用有机肥对小麦产量及小麦季土壤肥力的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验地概况 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 土壤及小麦样品的采集及处理 |
| 2.4 土壤理化性质分析 |
| 2.5 土壤酶活的测定 |
| 2.6 数据统计与分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 施用有机肥对小麦产量的影响 |
| 3.2 施用有机肥对小麦季土壤理化性状的影响 |
| 3.3 土壤酶活性对施用有机肥的响应 |
| 4 讨论 |
| 4.1 不同施肥处理对小麦土壤养分的影响 |
| 4.2 不同施肥处理对小麦季土壤酶活性的影响 |
| 5 小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 长期施肥对稻麦轮作体系小麦季土壤氮素循环功能基因的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验地概况与试验设计 |
| 2.2 土壤样品的采集及处理 |
| 2.3 土壤氮循环功能基因定量PCR |
| 2.4 统计分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 施用有机肥对固氮酶基因(nifH)丰度的影响 |
| 3.2 施用有机肥对AOA和AOB的影响 |
| 3.3 施用有机肥对土壤中反硝化基因nirS丰度的影响 |
| 3.4 土壤氮循环相关微生物基因丰度与土壤理化特性之间的关系 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 施用有机肥对小麦季土壤细菌群落的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验地概况与设计 |
| 2.2 土壤样品的采集及处理 |
| 2.3 土壤总DNA的提取 |
| 2.4 细菌的荧光定量PCR |
| 2.5 土壤微生物群落高通量测序 |
| 2.6 MiSeq高通量数据基本分析 |
| 2.7 统计分析 |
| 3 结果分析 |
| 3.1 不同施肥梯度对小麦季土壤细菌16S rRNA基因丰度的影响 |
| 3.2 高通量测序概况 |
| 3.3 施用有机肥对土壤微生物Alpha多样性的影响 |
| 3.4 施用有机肥对土壤微生物Beta多样性的影响 |
| 3.5 土壤细菌对有机肥施用量的梯度响应 |
| 3.6 土壤理化性质对细菌群落结构组成的影响 |
| 3.7 土壤养分、产量、功能基因与优势OTU相关性分析 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 参考文献 |
| 全文总结 |
| 创新点 |
| 作者简介 |
| 硕士期间发(待)表论文 |
| 致谢 |
（10）蔗糖深加工及甘蔗副产物综合利用研究进展（论文提纲范文）
| 1 蔗糖深加工产品概况 |
| 2 甘蔗副产物的综合利用 |
| 2.1 甘蔗渣 |
| 2.2 甘蔗梢 |
| 2.3 甘蔗糖蜜 |
| 2.4 滤泥 |
| 3 展望 |
四、滤泥在养殖业中的应用（论文参考文献）
- [1]太湖蓝藻泥深度脱水工艺研究[D]. 杨文杰. 江南大学, 2021(01)
- [2]不同环境中抗生素抗性基因的分布特征和传播机制[D]. 刘燕. 西华师范大学, 2021(12)
- [3]沼肥/钝化剂对土壤及菠菜中重金属镉/铬的影响研究[D]. 郭敬阳. 沈阳农业大学, 2020(05)
- [4]赤泥及其改性去除水中环丙沙星的性能和机理研究[D]. 史京转. 西安理工大学, 2020
- [5]蔗糖产业发展新模式探索[D]. 范晓航. 广西大学, 2020(02)
- [6]淮北塌陷区南湖水体典型抗生素抗性基因赋存特征研究[D]. 杨芮. 淮北师范大学, 2020(12)
- [7]混合菌群处理养猪沼液耦联微藻养殖技术研究[D]. 邹古月. 南昌大学, 2020(01)
- [8]喹诺酮类耐药菌及耐药基因在罗非鱼和杂交鳢养殖中的分布特征[D]. 吴甘林. 上海海洋大学, 2020(02)
- [9]施用有机肥料对水旱轮作系统小麦土壤微生物区系的影响[D]. 倪雷. 南京农业大学, 2018(08)
- [10]蔗糖深加工及甘蔗副产物综合利用研究进展[J]. 丰丙政,滕德荣,农秋阳,梁朝昱,詹慧. 轻工科技, 2017(12)