导读:本文包含了异化铁还原论文开题报告文献综述、选题提纲参考文献及外文文献翻译，主要关键词:微生物,细菌,腐殖质,成矿,菌株,西洋,沉积物。
异化铁还原论文文献综述
王聪,王舒,李楠[1]（2019）在《石墨强化微生物异化铁还原合成蓝铁石的磷回收研究》一文中研究指出蓝铁石结晶法磷回收是近年来国内外磷回收领域研究的热点.如何获得高产率的结晶产物,对于蓝铁石结晶法磷回收技术的广泛应用至关重要.本研究将不同投加量、不同粒径的石墨加入到混菌铁磷复合体系中培养22 d,探讨石墨对微生物异化铁还原合成蓝铁石过程的影响,以期为碳材料强化蓝铁石结晶法磷回收提供科学依据.结果表明:当石墨投加量为1 g·L~(-1)、粒径为10μm时,Fe(Ⅱ)含量在第10 d和第14 d时分别比对照组高12%和10%,对蓝铁石合成的强化作用最为明显.因此,1 g·L~(-1)、10μm的石墨投加条件为本实验中石墨强化微生物异化铁还原合成蓝铁石的最佳磷回收条件.实验末期测定了对照组和最佳石墨组体系中微生物蛋白含量,发现二者之间并无明显差异,表明石墨对微生物量的影响不大.此外,分析微生物群落结构变化发现,与原始污水水样相比,对照组和石墨组的变形菌门比例明显增加,且石墨组的增幅更大,表明石墨更利于变形菌的富集.由此推测,石墨对微生物异化铁还原合成蓝铁石的促进可能源于体系中石墨对变形菌门细菌的强化富集作用.(本文来源于《环境科学学报》期刊2019年10期）
王琴[2]（2019）在《聚合硫酸铁絮体异化铁还原生物矿化过程的电化学研究》一文中研究指出近年来,国内水体重金属污染突发事件频繁发生,对生态环境和社会带来了极大冲击。聚合硫酸铁(Polyferric sulfate,PFS)在应急处理水体重金属污染突发事件中被广泛使用。PFS絮凝携带重金属离子沉降到水体底部沉积物中,水体的重金属浓度恢复到正常水平。我们的前期研究发现:自然水体沉积物中广泛存在的异化铁还原菌(Dissimilatory iron-reducing bacteria,DIRB)能以沉积物中PFS絮体中非稳定结构的Fe(III)作为电子受体进行异化铁还原作用并伴随着微生物二次矿物的转变。不少研究采用电化学手段来进行微生物氧化还原研究,较之微生物研究方法,更加简单高效。本研究探讨采用电化学手段研究PFS絮体异化铁还原的可能性,深入探讨了PFS絮体在异化铁还原过程中的转变及明确异化铁还原过程与微生物产电之间的相互作用机制,并以PFS絮体构建不同电场条件下的微生物电化学系统并探讨了异化铁还原效率及微生物成矿差异;同时,还讨论了不同缓冲体系(PBS、PIPES、HCO_3~-)下的微生物成矿差异。研究结论如下:(1)外加0.2 V电压促进铁还原蛋白表达,从而提升菌体异化铁还原表现。PFS絮体还原反应产生的Fe~(2+)可作为电子穿梭体构建起电子供体→Fe~(2+)/Fe~(3+)→电极的间接电子传递通路,使微生物电流密度得到提升。同时,正电压促进微生物还原态Fe(II)的累积和更快的微生物二次铁矿物形成与转化,并最终形成晶型更好的铁矿物。而在外加-0.2 V电压条件下,负电压对于电化学活性微生物的冲击和对于电子传递的抑制使得上述促进现象没有发生。(2)外加0.2 V电压条件下,生物电流密度可用于表征铁还原速率。在纯菌的含PFS絮体的电化学系统中,生物电流密度和异化铁还原速率之间存在着很密切的关系。在前期的快速铁还原阶段,生物电流密度的高低直接反映了还原速率的快慢,两者呈现明显的线性关系。(3)不同的缓冲体系导致PFS絮体最终形成不同的微生物二次矿物。在PBS体系中,以硫酸盐绿绣、蓝铁矿和磁铁矿为主,硫酸盐绿绣由PFS还原解构释放出来的SO_4~(2-)与Fe~(2+)结合形成,蓝铁矿和磁铁矿由硫酸盐绿绣转化或单独形成。在PIPES缓冲体系中,磁铁矿是主要的矿物,而体系中少量存在用以维持细菌生长的磷酸根导致了微量蓝铁矿的产生。HCO_3~-缓冲体系中大量碳酸根的存在促使菱铁矿形成并占主导。(本文来源于《华南理工大学》期刊2019-06-11）
刘洪艳,王珊[3]（2019）在《海洋沉积物中异化铁还原细菌还原重金属Cr(Ⅵ)研究》一文中研究指出利用异化铁还原细菌处理Cr(Ⅵ)是重金属污染修复领域的一个新兴研究方向。本文以海洋沉积物中异化铁还原混合菌群为研究对象,分析铁还原细菌异化铁还原性质对重金属Cr(Ⅵ)还原效率的影响。菌群异化铁还原性质的实验结果表明,以柠檬酸铁和氢氧化铁为不同电子受体时,菌群异化铁还原的效率存在差异,培养体系累积Fe(II)浓度分别为85.08±5.85 mg/L和32.55±4.78 mg/L。电子受体对混合菌群组成的影响主要表现在,以柠檬酸铁和氢氧化铁为电子受体时,混合菌群多样性Shannon指数分别是4.615和4.158,较对照组高(Shannon指数3.735)。异化还原Fe(Ⅲ)培养体系中,细菌种群的优势菌属是Clostridium,属于梭菌目Clostridiales,表明梭菌是参与Fe(Ⅲ)还原的主要优势菌。菌群异化铁还原性质对Cr(Ⅵ)还原效率影响的实验结果表明,柠檬酸铁为电子受体,细菌在Fe(Ⅲ)浓度为1 120 mg/L时异化铁还原效率高,并且还原Cr(Ⅵ)达100%。氢氧化铁为电子受体, Fe(Ⅲ)浓度1 680 mg/L时,异化铁还原Cr(Ⅵ)效率高(72%),是对照组4倍。研究结果为进一步应用微生物治理重金属Cr(Ⅵ)污染提供理论依据。(本文来源于《海洋科学》期刊2019年05期）
刘洪艳,王珊[4]（2019）在《异化铁还原细菌Klebsiella sp. KB52还原重金属Cr(Ⅵ)》一文中研究指出以分离自海洋沉积物中异化铁还原细菌Klebsiella sp. KB52为研究对象,分析微生物异化铁还原过程对还原Cr(Ⅵ)的影响。菌株KB52是一株非典型耐铬细菌,在Cr(Ⅵ)浓度10～50 mg·L~(-1)范围内,该菌株生长受到明显抑制。当将Fe(OH)~3添加至培养体系,菌株KB52能够良好生长并具有铁还原性质,同时提高了Cr(Ⅵ)还原效率。Fe(OH)~3浓度为300 mg·L~(-1)时,菌株KB52细胞生长指标OD600和累积产生Fe(Ⅱ)浓度最高,分别是1.4760±0.04和(39.79±1.45)mg·L~(-1),Cr(Ⅵ)还原率(42%)是对照组的5.25倍。当柠檬酸铁作为电子受体,菌株KB52还原Fe(Ⅲ)效率最高,Fe(Ⅱ)累积浓度达到(109.87±1.27)mg·L~(-1),Cr(Ⅵ)还原率提高至67%。上述结果表明,菌株KB52能够利用可溶性和不可溶性Fe(Ⅲ)作为电子受体进行生长,同时其异化铁还原过程偶联Cr(Ⅵ)还原。研究结果可为利用异化铁还原细菌还原Cr(Ⅵ)提供理论依据,拓宽微生物治理重金属污染的应用范围。(本文来源于《环境工程学报》期刊2019年05期）
张靳楠[5]（2019）在《异化铁还原与有机磷水解的季节性差异机制》一文中研究指出铁氧化物的异化还原可影响多种元素的界面行为及生物地球化学循环;有机磷在铁氧化物表面的吸附、水解过程是影响其形态转化及界面再生的关键机制。本论文针对乌梁素海冰封期较长的特征,分离纯化并鉴定了沉积物中异化铁还原菌,系统开展了非冰封期与冰封期该菌对针铁矿和赤铁矿异化还原的影响研究,同时探讨了异化还原过程中AEP、NaG6P、ATP等3种有机磷的水解机制,对深入理解磷-铁界面行为季节差异及生物影响机制,丰富营养元素耦合循环基础理论具有重要的资料价值。主要结论如下:1.非冰封期加菌组中Fe(II)浓度显着高于无菌对照组(p<0.01),表明分离纯化的微生物是铁异化还原的主要驱动力;由于比表面积和溶解度的差异,针铁矿体系中Fe(III)的还原率高于赤铁矿。2.非冰封期,体系中有机磷水解主要受控于铁氧化物催化亲核取代反应和微生物酶促反应的共同作用,尤其是微生物酶促反应占主导地位。3.与NaG6P和ATP相比,体系中AEP水解较难,未能为铁还原微生物提供足够的无机磷源,导致铁氧化物异化还原过程变缓。4.对比研究表明,尽管冰封期微生物和酶活性受到抑制,异化铁还原和有机磷水解程度显着低于非冰封期,但冰封期加菌组的异化铁还原和有机磷水解程度仍高于无菌对照组,为春季藻类生长启动阶段提供了必要的物质基础,揭示了耐冷微生物驱动下元素界面行为的环境效应。5.不同的前处理方式结果表明,反应生成的Fe(II)和DIP可被吸附在铁氧化物表面或共沉淀,导致了对异化铁还原和有机磷水解程度的低估。(本文来源于《内蒙古大学》期刊2019-04-15）
李光玉,曾湘,邵宗泽[6]（2019）在《南大西洋中脊热液区异化铁还原微生物及其矿化产物分析》一文中研究指出【目的】从深海热液区获取异化铁还原微生物(Dissimilatory iron reducing microorganisms,DIRM),分析其矿化速率和矿化产物,认识其参与的深海生物地球化学循环。【方法】以羟基氧化铁(FeOOH)为电子受体,以乙酸等简单有机物做电子供体,在60°C恒温厌氧条件下,对南大西洋中脊深海热液区硫化物样品中的DIRM进行富集、培养;采用扫描电镜(SEM)和透射电镜(TEM)、选区电子衍射(SAED)以及能谱仪(EDS)等方法对矿化产物进行形貌观察与成分分析。【结果】从2个硫化物样品中,共获得了139个铁还原培养物,它们均能将培养基中FeOOH (Fe3+90 mmol/L)转化为矿化产物。电镜下可见明显的晶体形态,以立方体形晶体为主,边长为5.0–20.0 nm;EDS分析表明,所有矿物晶体的主要元素为铁和氧,推测是由菱铁矿和磁铁矿组成的混合矿物。矿物晶体形成的时间差异较大,从3d到54d不等,多数培养物可在11 d到20 d内形成晶体。微生物多样性表明,培养物中优势菌主要为厚壁菌门(Firmicutes)和广古菌门(Euryarchaeota),包括一氧化碳胞菌(Carboxydocella)与脱硫肠状菌(Desulfotomaculum)近似新物种(16SrRNA基因同源性89%–91%)和广古菌地丸菌(Geoglobus)。【结论】热液区高温厌氧细菌与古菌可以利用简单有机物为电子供体进行铁还原,形成铁氧化物晶体。实验结果对于微生物参与铁元素的生物地球化学循环与矿物形成的潜力具有支持作用。然而它们是否参与了热液区铁元素的生物地球化学循环与矿物形成还需要大量研究工作验证。(本文来源于《微生物学报》期刊2019年07期）
赵昕宇,范钰莹,席北斗,檀文炳,何小松[7]（2018）在《不同来源堆肥腐殖质还原菌异化铁还原能力评估与调控》一文中研究指出通过富集不同来源堆肥过程中的腐殖质还原菌,并分析比较其异化铁还原能力差异,发现其电子转移能力从大到小依次为:蛋白类>纤维素类>木质素类.相关性分析表明,Leucobacter、Clostridiumsensustricto和Sporosarcina是极显着影响异化铁还原的腐殖质还原菌属.利用冗余分析探究关键腐殖质还原菌与堆肥过程微环境因子的响应关系,结果发现可溶性有机氮是影响这些关键腐殖质还原菌变化的主要微环境因素.在此基础上,基于堆肥微环境因子与关键腐殖质还原菌菌群结构之间的响应关系,提出一种促进异化铁还原相关的腐殖质还原菌生长的调控方法.本研究可以深入了解堆肥中影响腐殖质还原菌群落的关键因素,而且对于环境中污染物生物地球化学循环也具有重要的生态学意义.(本文来源于《中国环境科学》期刊2018年10期）
陈绍华,孙燕,熊玲[8]（2018）在《尾矿库底泥沉积物中异化铁还原混合菌群降解乙硫氨酯（英文）》一文中研究指出乙硫氨酯是一种广泛使用的硫化矿捕收剂,其大量使用给土壤和水体造成了严重的污染。本文研究了尾矿库底泥沉积物中的异化铁还原混合菌群对乙硫氨酯的降解能力。结果表明:异化铁还原混合菌群可以有效地降解乙硫氨酯,并耦联着铁的还原,蒽醌-2,6-二磺酸钠的加入可以有效提高乙硫氨酯的降解速率和铁的还原速率。相对赤铁矿而言,EDTA络合铁是更好的电子受体,例如,在异化铁还原混合菌群降解乙硫氨酯的过程中,加入赤铁矿和蒽醌-2,6-二磺酸钠时,30 d的乙硫氨酯的去除率为72%,而加入EDTA络合铁和蒽醌-2,6-二磺酸钠时,30 d的去除率为82.67%。在加入EDTA络合铁和蒽醌-2,6-二磺酸钠、赤铁矿和蒽醌-2,6-二磺酸钠、EDTA络合铁和赤铁矿条件下,乙硫氨酯的最大生物降解速率分别为2.6,2.45,2.4和2.0 mg/(L·d),铁的还原速率和乙硫氨酯的降解速率常数呈现很好的正相关性。研究表明异化铁还原菌在浮选废水处理方面具有良好的应用前景。(本文来源于《Journal of Central South University》期刊2018年07期）
刘小红[9]（2018）在《异化铁还原对Shewanella oneidensis MR-1降解磺胺类抗生素和还原Cr(Ⅵ)的影响》一文中研究指出磺胺类抗生素(Sulfonamides,SAs)和铬化合物广泛应用于作为药物和工业生产,这些都对环境造成一定的污染,从而日益受到人们的关注。而铁还原微生物是一类能利用Fe(III),也能利用其他金属和有机化合物作为电子受体进行呼吸获能的微生物,其异化还原过程能影响多种金属、非金属的形态和分布,并促进有机化合物的分解。本文以铁还原微生物S.oneidensis MR-1为对象,分别研究了其对两种磺胺类抗生素(SPY、SMX)的降解和重金属Cr(VI)的转化作用及其影响因素,并对其降解和还原机理及其异化还原机制进行进一步的探究,主要研究内容和结果如下:1)在室内模拟培养条件下考察了S.oneidensis MR-1对SPY和SMX的降解特性。结果表明:S.oneidensis MR-1对SPY和SMX的最大耐受浓度均为60 mg/L;S.oneidensis MR-1对10 mg/L的SPY和SMX的降解率分别为23.9%和59.9%。通过影响因素研究发现,SPY和SMX的初始浓度越高,S.oneidensis MR-1对其降解率降低;初始pH在7.0~8.0范围较适宜菌株对抗生素的降解;当五种磺胺类药物混合在一起时,S.oneidensis MR-1对其的降解作用大小顺序为SMX>SPY>ST>SM2>SDZ。由降解产物推测SPY和SMX的可能降解途径是由S-N键断裂引起的,SPY首先生成2-AP、4-氨基苯磺酸,SMX生成3A5MI、4-氨基苯磺酸,其中4-氨基苯磺酸进一步转化生成4-氨基苯硫酚。2)研究了两种Fe(III)异化还原耦合S.oneidensis MR-1降解SPY和SMX的影响。结果表明:异化铁还原过程可以加速S.oneidensis MR-1对磺胺类抗生素的降解,对10mg/L的SPY和SMX的降解率达53.5%和97.9%,但Fe(OH)_3比Fe_3O_4更易被S.oneidensis MR-1利用。AQDS会通过促进微生物电子传递过程强化异化铁还原作用进而加速S.oneidensis MR-1异化铁还原过程对SMX的降解,电化学反应结果也发现其电子传递过程中电流响应值随着AQDS的浓度增大而逐渐增大。3)探讨了不同重金属对S.oneidensis MR-1的异化还原作用的影响,1mg/L的重金属(Pb~(2+)、Cd~(2+)、Zn~(2+)、Hg~(2+))对菌株异化还原降解SPY和SMX均存在不同程度的抑制效果。但S.oneidensis MR-1对As(V)几乎没有还原作用,而且会抑制其对抗生素的降解作用。4)不同初始浓度Cr(VI)对S.oneidensis MR-1的生长和代谢活性有一定的影响,并且会进一步抑制Cr(VI)的还原作用。通过对影响因素研究发现S.oneidensis MR-1对Cr(VI)的还原作用随着接种菌量的增加而增强;菌株最适还原pH为中性或弱碱性。通过SEM-EDS和XPS分析,菌体表面有Cr(VI)和Cr(III)两种物质存在,证实了S.oneidensis MR-1对Cr(VI)具有直接还原的作用。5)异化铁还原会加速S.oneidensis MR-1还原Cr(VI),但不同浓度Fe(III)的对Cr(VI)还原的影响不太明显,这可能是因为在异化铁的还原过程中,Fe(II)还原Cr(VI)的还原的同时又生成Fe(III),可以循环利用。AQDS同样对S.oneidensis MR-1异化还原Cr(VI)起到促进作用,AQDS在反应过程主要充当电子穿梭体的作用,促进了S.oneidensis MR-1的生物电子传递作用,从而促进其还原作用。通过SEM-EDS、TEM-EDS和XPS表征也证实了S.oneidensis MR-1优先利用Fe(III),将Fe(III)还原为Fe(II),Fe(II)进一步Cr(VI)还原,异化铁的间接还原促进了Cr(VI)的还原作用。且在细胞表面发现有Cr(III)的存在,还原后Cr(III)的形式有Cr_2O_3和Cr(OH)_3沉淀共同存在。(本文来源于《安徽农业大学》期刊2018-06-01）
覃海华[10]（2018）在《异化铁还原对重金属形态转化及其产氢过程研究》一文中研究指出微生物异化铁还原是微生物的一种无氧呼吸代谢过程。自然界中,只要有厌氧环境几乎都会发生异化铁还原现象,并发现有异化铁还原微生物的存在。海洋沉积物因其独特的厌氧环境而成为异化铁还原菌的主要生境。因此,本实验采用渤海沉积物为材料,富集异化铁还原微生物。分析微生物异化Fe(Ⅲ)还原性质,以及菌株异化Fe(Ⅲ)还原对重金属形态转化及其产氢过程的影响。本论文主要研究结果有以下几方面:(1)将渤海(天津海域)沉积物进行厌氧培养,富集异化铁还原混合菌群。在不同电子受体下,比较分析铁还原菌群异化Fe(Ⅲ)还原性质。结果表明,以柠檬酸铁和氢氧化铁为电子受体培养体系,在培养12 h时,累积Fe(Ⅱ)浓度分别为100.67 ± 0.75 mg.L-1 和 53.24±3.63mg.L-1;当培养 60h 时,累积 Fe(Ⅱ)浓度分别达到 118.95±1.47 mg.L-1和119.74 ± 3.96 mg·L-1。这表明可溶性与不可溶性电子受体能够显着影响细菌异化铁还原过程,而对累积Fe(Ⅲ)还原量影响不明显。(2)菌群多样性分析表明,以柠檬酸铁和氢氧化铁作为电子受体时,菌群多样性Shannon指数分别是3.40和3.11,较对照组(Shannon指数2.07)高,表明培养体系中加入Fe(Ⅲ)能显着提高铁还原混合菌群多样性。菌群结构分析表明,在不同电子受体下的培养体系中,优势菌主要是Clostridium和Romboutsia,均属于梭菌目Clostridiales。表明梭菌是参与Fe(Ⅲ)还原的主要优势菌。(3)采用叁层平板法从渤海沉积物中分离纯化出一株铁还原细菌ZQ21,经鉴定,菌株命名为Enterococcussp.ZQ21(GenBank号MF192756)。设置不同电子供体、电子受体和电子传递体,分析其对菌株ZQ21异化Fe(Ⅲ)还原性质的影响。结果表明,在以乙二胺四乙酸二钠、柠檬酸钠、葡萄糖、丙酮酸钠、乙酸钠和甲酸钠为电子供体时,菌株ZQ21以柠檬酸铁为电子受体时,利用丙酮酸钠异化Fe(Ⅲ)还原效率最高,Fe(Ⅱ)浓度达到113.14±3.46 mg.L-1。菌株ZQ21以氢氧化铁为电子受体时,利用葡萄糖异化Fe(Ⅲ)还原效率最高,累积Fe(Ⅱ)浓度达到91.38 ± 2.41 mg·L-1。在电子传递体(AQS)影响下,菌株ZQ21利用氢氧化铁作为电子受体的Fe(Ⅲ)还原效率较对照组有了显着提高,累积Fe(Ⅱ)浓度较对照组提高了 47%。(4)研究菌株ZQ21的异化Fe(Ⅲ)还原作用对重金属Cr(Ⅵ)还原的影响。设置Cr(Ⅵ)浓度梯度为0、5、10、15、20、25、30mg·L-1。结果表明,菌株ZQ21在低浓度Cr(Ⅵ)(0～10mg·L-1)环境中生长良好。当Cr(Ⅵ)浓度为10mg·L-1时,菌株ZQ21细胞密度A600为0.16±0.004,Cr(Ⅵ)还原率为18%。设置Fe(Ⅲ)浓度梯度为0、200、400、600、800、1000mg·L-1,培养体系中添加不同浓度Fe(Ⅲ)后,菌株ZQ21的生长得到了明显提高较对照组。当Fe(Ⅲ)浓度为800mg·L-1时,菌株ZQ21的Cr(Ⅵ)还原率达到83%,是对照组的4倍。(5)菌株ZQ21分别以柠檬酸铁和氢氧化铁为电子受体进行厌氧发酵时,累积Fe(Ⅱ)浓度分别是119.80 ± 0.77 mg·L-1和30.61 ±0.89 mg.L-L。相应的累积产氢量分别为1395.30 ± 4.79 mL·L-1和174.30 ± 3.23 mL·L-1,分别是对照组60倍和8倍。相应的代谢产氢途径分别是乙醇型发酵和丁酸型发酵。表明异化Fe(Ⅲ)还原菌株ZQ21异化Fe(Ⅲ)还原与产氢过程存在相互偶联。(本文来源于《天津科技大学》期刊2018-06-01）
异化铁还原论文开题报告
（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：
近年来,国内水体重金属污染突发事件频繁发生,对生态环境和社会带来了极大冲击。聚合硫酸铁(Polyferric sulfate,PFS)在应急处理水体重金属污染突发事件中被广泛使用。PFS絮凝携带重金属离子沉降到水体底部沉积物中,水体的重金属浓度恢复到正常水平。我们的前期研究发现:自然水体沉积物中广泛存在的异化铁还原菌(Dissimilatory iron-reducing bacteria,DIRB)能以沉积物中PFS絮体中非稳定结构的Fe(III)作为电子受体进行异化铁还原作用并伴随着微生物二次矿物的转变。不少研究采用电化学手段来进行微生物氧化还原研究,较之微生物研究方法,更加简单高效。本研究探讨采用电化学手段研究PFS絮体异化铁还原的可能性,深入探讨了PFS絮体在异化铁还原过程中的转变及明确异化铁还原过程与微生物产电之间的相互作用机制,并以PFS絮体构建不同电场条件下的微生物电化学系统并探讨了异化铁还原效率及微生物成矿差异;同时,还讨论了不同缓冲体系(PBS、PIPES、HCO_3~-)下的微生物成矿差异。研究结论如下:(1)外加0.2 V电压促进铁还原蛋白表达,从而提升菌体异化铁还原表现。PFS絮体还原反应产生的Fe~(2+)可作为电子穿梭体构建起电子供体→Fe~(2+)/Fe~(3+)→电极的间接电子传递通路,使微生物电流密度得到提升。同时,正电压促进微生物还原态Fe(II)的累积和更快的微生物二次铁矿物形成与转化,并最终形成晶型更好的铁矿物。而在外加-0.2 V电压条件下,负电压对于电化学活性微生物的冲击和对于电子传递的抑制使得上述促进现象没有发生。(2)外加0.2 V电压条件下,生物电流密度可用于表征铁还原速率。在纯菌的含PFS絮体的电化学系统中,生物电流密度和异化铁还原速率之间存在着很密切的关系。在前期的快速铁还原阶段,生物电流密度的高低直接反映了还原速率的快慢,两者呈现明显的线性关系。(3)不同的缓冲体系导致PFS絮体最终形成不同的微生物二次矿物。在PBS体系中,以硫酸盐绿绣、蓝铁矿和磁铁矿为主,硫酸盐绿绣由PFS还原解构释放出来的SO_4~(2-)与Fe~(2+)结合形成,蓝铁矿和磁铁矿由硫酸盐绿绣转化或单独形成。在PIPES缓冲体系中,磁铁矿是主要的矿物,而体系中少量存在用以维持细菌生长的磷酸根导致了微量蓝铁矿的产生。HCO_3~-缓冲体系中大量碳酸根的存在促使菱铁矿形成并占主导。
（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。
异化铁还原论文参考文献
[1].王聪,王舒,李楠.石墨强化微生物异化铁还原合成蓝铁石的磷回收研究[J].环境科学学报.2019
[2].王琴.聚合硫酸铁絮体异化铁还原生物矿化过程的电化学研究[D].华南理工大学.2019
[3].刘洪艳,王珊.海洋沉积物中异化铁还原细菌还原重金属Cr(Ⅵ)研究[J].海洋科学.2019
[4].刘洪艳,王珊.异化铁还原细菌Klebsiellasp.KB52还原重金属Cr(Ⅵ)[J].环境工程学报.2019
[5].张靳楠.异化铁还原与有机磷水解的季节性差异机制[D].内蒙古大学.2019
[6].李光玉,曾湘,邵宗泽.南大西洋中脊热液区异化铁还原微生物及其矿化产物分析[J].微生物学报.2019
[7].赵昕宇,范钰莹,席北斗,檀文炳,何小松.不同来源堆肥腐殖质还原菌异化铁还原能力评估与调控[J].中国环境科学.2018
[8].陈绍华,孙燕,熊玲.尾矿库底泥沉积物中异化铁还原混合菌群降解乙硫氨酯（英文）[J].JournalofCentralSouthUniversity.2018
[9].刘小红.异化铁还原对ShewanellaoneidensisMR-1降解磺胺类抗生素和还原Cr(Ⅵ)的影响[D].安徽农业大学.2018
[10].覃海华.异化铁还原对重金属形态转化及其产氢过程研究[D].天津科技大学.2018
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