导读:本文包含了土壤聚合物论文开题报告文献综述及选题提纲参考文献，主要关键词:希瓦氏菌,胞外聚合物,土壤矿物,Cr(Ⅵ)
土壤聚合物论文文献综述
谢金秋,戴珂,黄巧云[1]（2019）在《胞外聚合物(EPS)对土壤矿物-希瓦氏菌还原Cr(Ⅵ)的影响》一文中研究指出微生物在一定环境条件下分泌的胞外聚合物(Extracellular Polymeric Substances,EPS),是包被在细菌表面和位于细菌群体间的一种叁维胶状高分子聚合物,对细菌的理化性质以及细菌和矿物间的相互作用有着重要的作用。本文以去除EPS前后的奥奈达希瓦氏菌(Shewanella oneidensis MR-1)为供试细菌,应用自动电位滴定、表面电荷分析和接触角测定比较了去除EPS前后细菌的差异,研究了它们与典型土壤矿物(高岭石、蒙脱石、针铁矿)形成复合体的理化性质和结构特征。此外借助还原动力学实验、死活染色实验、傅里叶变换红外光谱(FTIR)、叁维荧光光谱(3D-EEM)和X-射线光电子能谱(XPS)等技术比较了去除EPS前后细菌及其与矿物复合体对Cr(Ⅵ)还原的差异,探讨了EPS对希瓦氏菌-矿物还原Cr(Ⅵ)的影响机制,主要获得以下结果:去除EPS后的希瓦氏菌表面负电荷减少、疏水性降低、表面位点浓度减小且主要体现在羧基和羟基的位点浓度减少,但其表面官能团类型未发生变化,羧基、磷酸基及羟基是去除EPS前后希瓦氏菌表面的叁种主要官能团。代谢热活性分析表明,细菌表面EPS的去除会抑制希瓦氏菌-高岭石/针铁矿复合体系中细菌的活性,但增强了希瓦氏菌-蒙脱石复合体中细菌的活性。还原动力学结果显示,未去除EPS的希瓦氏菌-高岭石/针铁矿二元复合体对Cr(Ⅵ)的还原率均大于去除EPS的希瓦氏菌-高岭石/针铁矿二元复合体,表明细菌表面的EPS通过增强细菌活性可促进希瓦氏菌-高岭石/针铁矿二元复合体对Cr(Ⅵ)的还原,而细菌表面的EPS却抑制了希瓦氏菌-蒙脱石复合体对Cr(Ⅵ)的还原。此外,EPS不仅可以有效地还原Cr(Ⅵ),而且也影响着希瓦氏菌及希瓦氏菌-矿物复合体还原Cr(Ⅵ)的终产物。有EPS存在时,还原产物主要以Cr_2O_3、CrPO_4的形式结合在希瓦氏菌及复合体表面,去除EPS后,还原产物主要以CrPO_4的形式结合在复合体表面。(本文来源于《2019年中国土壤学会土壤环境专业委员会、土壤化学专业委员会联合学术研讨会论文摘要集》期刊2019-07-21）
张作金[2]（2019）在《铜离子、铅离子胁迫对胞外聚合物解吸土壤中芘的影响》一文中研究指出近年来随着矿产资源的开发利用,矿区土壤污染越来越严重,危害矿区周围动植物及人类健康。近年来微生物修复污染土壤成为研究热点,微生物在修复矿区污染土壤过程中分泌的胞外聚合物对于土壤中的有机污染物具有一定的解吸作用,而在复合污染土壤中重金属离子对于胞外聚合物解吸土壤中的多环芳烃影响有待进一步深入研究。本文利用分枝杆菌及毛霉提取胞外聚合物,选取重金属铜离子及铅离子、多环芳烃中的芘为例,研究了重金属铜离子及铅离子胁迫对胞外聚合物中蛋白质及多糖组分含量影响,分析了重金属铜离子及铅离子对胞外聚合物表面张力、Zeta电位的影响,对重金属铜离子及铅离子胁迫下的胞外聚合物应用红外光谱及紫外光谱表征,考察重金属铜离子及铅离子对胞外聚合物性质影响,明确金属离子浓度、解吸时间及胞外聚合物种类对其解吸土壤中芘的影响。通过研究金属离子对胞外聚合物组分影响发现:胞外聚合物在金属离子作用下蛋白质及多糖的含量均呈明显的降低趋势,随着作用时间及金属离子浓度的增加,蛋白质及多糖的含量逐渐降低;金属离子对胞外聚合物的性质影响实验结果表明在金属铜离子及铅离子作用下促进胞外聚合物的表面张力增加,而随着金属离子浓度的增加胞外聚合物的Zeta电位也逐渐的增加。铜离子对胞外聚合物表面张力及Zeta电位的影响均大于铅离子。随着金属离子浓度的增加,金属离子对胞外聚合物解吸土壤中的芘的抑制作用越来越显着,且在相同解吸条件下分枝杆菌胞外聚合物对土壤中芘的解吸效果较毛霉的好。(本文来源于《辽宁科技大学》期刊2019-03-10）
甄凯,单德鑫,欧瑞鹏,赵汉青,郭玉[3]（2018）在《胞外聚合物对土壤中苯并芘的降解》一文中研究指出研究从Pseudomonas sp.DNBe-S1中分离出的胞外聚合物(EPS)对苯并芘(Ba P)在污染土壤中的降解。结果表明,EPS的主要成分是蛋白质,含量为68%;EPS可以促进土壤中Ba P的降解,并且Ba P的降解率随着EPS的添加体积增加而提高。35 d后,Ba P在土壤中的降解率从20%(未添加EPS)提高到79%(添加15 m L EPS悬浮液)。该结果可为EPS在多环芳烃(PAHs)污染土壤的生物修复中的作用提供新的见解。(本文来源于《山西农业科学》期刊2018年09期）
廖希雯,陈杰,范天凤,黎珊,陈玉萍[4]（2018）在《地质聚合物固化稳定化重金属复合污染土壤》一文中研究指出以污染土壤部分替代偏高岭土,在碱激发剂的作用下制备地质聚合物稳定化处理Pb、As、Cd复合污染土壤,研究了其稳定化效果及处理后固化体中重金属的赋存形态。结果表明:污染土壤部分替代高岭土降低了固化体抗压强度,从力学性能上看,土壤掺量低于50%时,能满足建筑材料的强度要求(>10 MPa),掺量为60%仅能满足固废填埋要求(>5 MPa),土壤掺量≥70%均不能满足要求。随着土壤掺量增加,对土壤中重金属的稳定化效果也逐渐降低,当土壤Pb、As和Cd浓度分别为600、80和22 mg·L~(-1)(HJ 350-2007B)时,土壤掺量在20%~50%,固化体中3种元素浸出浓度均低于浸出标准;当土壤掺量达到60%时,Pb的浸出浓度不能满足标准要求,当土壤掺量增加至70%,固化体中Pb、Cd浸出浓度均超标。固定土壤掺量为30%,随着污染土壤中重金属含量的增加,浸出浓度也增加:土壤中3种重金属浓度为HJ 350-2007B时经过30 d的稳定化处理,浸出浓度满足标准要求;而当浓度达到HJ 350-2007B的2倍时,Pb浸出浓度超标;达到HJ 350-2007B的3倍时,3种Pb、As和Cd均超出浸出标准。固化体中Pb、As、Cd的形态研究表明,外源重金属进入土壤后多以活性较高的形态存在,经过固化稳定后活性态占比降低、残渣态占比增加。(本文来源于《环境工程学报》期刊2018年07期）
林迪[5]（2018）在《细菌胞外聚合物在土壤矿物和纳米颗粒表面的吸附及其驱动团聚机制》一文中研究指出细菌胞外聚合物(Extracellular polymeric substances,EPS)是细菌在其生长繁殖过程中所分泌的生物大分子聚合物质的总称,是自然环境中普遍存在的生物有机质。EPS与无机胶体之间的相互作用可以影响一系列的生物化学过程,如微生物粘附与生物膜形成、颗粒团聚和沉降、矿物溶解、生物浸矿和生物矿化等。本文以天然土壤粘粒矿物(蒙脱石、高岭石和针铁矿)、工程纳米颗粒(二氧化钛)和常见土壤细菌(恶臭假单胞菌,Pseudomonas putida;枯草芽孢杆菌,Bacillus subtilis)分泌的EPS为供试材料,在传统化学分析方法的基础上,综合运用激光共聚焦显微镜(CLSM)、DLVO理论、透射电子显微镜(TEM)、衰减全反射-傅里叶变换红外光谱(ATR-FTIR)结合二维相关光谱(2D-CoS)、拉曼光谱、X射线光电子能谱(XPS)、近边X射线吸收精细结构光谱(NEXAFS)和动态光散射(DLS)等现代仪器分析技术,研究了EPS在土壤矿物表面的吸附行为与机制,以及不同环境条件下(pH、离子强度和离子价态等),EPS对土壤矿物稳定性的影响。主要结果如下:(1)基于激光共聚焦技术并同步结合化学吸附方法,阐明了恶臭假单胞菌EPS各组分(蛋白质、多糖和核酸)在蒙脱石、高岭石和针铁矿表面的选择吸附特性及内在机理。EPS中蛋白质组分主要吸附在蒙脱石和高岭石表面,而核酸组分主要吸附在针铁矿表面。由于EPS的表面特性和结构随pH增加而发生改变,使得EPS在矿物表面的吸附百分比随反应体系pH由3.0升高到9.0而逐渐降低。通过采用经典DLVO理论,拟合了不同pH条件下EPS与叁种土壤矿物的相互作用力,发现EPS与蒙脱石和高岭石作用过程中,静电力起主要作用,而EPS与针铁矿作用过程中,静电力和配位键共同起作用。(2)应用ATR-FTIR/2D-CoS技术,阐明了不同离子强度条件下枯草芽孢杆菌EPS各基团在针铁矿表面的吸附顺序和构型变化。随NaCl浓度由1 mmol/L升高至50 mmol/L,EPS中蛋白质次级结构由刚性向弱刚性转变,使EPS中蛋白质与针铁矿接触的比表面积增加,从而促进了EPS中蛋白质在针铁矿表面的吸附,该结果与通过C 1s NEXAFS光谱所得结果相一致。EPS中各官能团在针铁矿表面的吸附顺序为(以5 mmol/L NaCl溶液分析为例):羧基C=O,多糖C-O(1396cm~(-1),1132 cm~(-1))→酰胺I C=O(1650 cm~(-1))→酰胺II C-N(1540 cm~(-1))→核酸P-O和P=O(1035 cm~(-1),1086 cm~(-1))→酰胺III CH_2(1455 cm~(-1))。(3)明确了不同环境条件下枯草芽孢杆菌EPS影响针铁矿稳定性的机制。当针铁矿表面带正电荷时,外源EPS的加入可促进针铁矿团聚,而当针铁矿表面带负电荷或不带电荷,EPS加入促进了颗粒分散。在NaCl(0-1000 mmol/L)、NaNO_3(0-1000 mmol/L)和Na_2SO_4(0-250 mmol/L)溶液中,离子强度的增加会促使针铁矿颗粒发生较强的团聚,EPS加入会促使针铁矿颗粒发生分散,使针铁矿在叁种溶液中的临界絮凝浓度值分别由43.0、56.7和0.39 mmol/L升高至168.0、304.9和126.2 mmol/L。在Na_3PO_4(0-120 mmol/L)溶液中,低浓度磷酸盐(≤1mmol/L)溶液中,针铁矿的絮凝速率随磷酸盐浓度增加呈现出先增加后降低的趋势;高浓度磷酸盐(>1 mmol/L)溶液中,针铁矿的絮凝速率则随磷酸盐溶液浓度增加逐渐增强。(4)揭示了枯草芽孢杆菌EPS存在条件下,不同金属离子类型(Ca~(2+)、Cu~(2+)和Pb~(2+))对针铁矿稳定性的影响。叁种金属离子对针铁矿絮凝能力强弱顺序依次为:Ca>Pb>Cu。在Ca~(2+)溶液中,针铁矿颗粒之间可形成桥接作用,该作用对针铁矿颗粒的团聚能力明显强于Cu~(2+)和Pb~(2+)与针铁矿表面之间的表面吸附和配位交换作用;当向反应体系中加入1、5和10 mg/L EPS溶液后,Ca~(2+)、Cu~(2+)和Pb~(2+)对针铁矿絮凝能力强弱结果为:Pb>Cu>Ca,此时Cu~(2+)和Pb~(2+)与EPS-针铁矿复合体表面基团之间的络合作用对针铁矿胶体的团聚能力要明显强于Ca~(2+)的非特异性阳离子交换作用。(5)阐明了枯草芽孢杆菌EPS不同组分对工程纳米颗粒团聚的影响。在NaCl和低浓度CaCl_2溶液(<10 mmol/L)中,EPS能有效的促进Ti O_2纳米颗粒发生发散,胞外蛋白质在此过程中起着重要的作用;当CaCl_2浓度较高时(>10mmol/L),多糖团聚体与Ti O_2纳米颗粒之间形成大团聚体,从而增强TiO_2纳米颗粒团聚体的形成。明确了不同pH和离子强度条件下,EPS对TiO_2纳米颗粒在环境体系中的存在状态起重要作用。只有当TiO_2纳米颗粒表面带正电荷时,一定浓度EPS的加入才会促进TiO_2纳米颗粒团聚,其他情况下EPS加入后均起到分散TiO_2纳米颗粒的作用。(本文来源于《华中农业大学》期刊2018-06-01）
卢宇浩[6]（2018）在《塔宾曲霉胞外聚合物修复重金属污染土壤的初步研究》一文中研究指出我国大范围的重金属污染土壤促使简单、廉价的钝化修复工艺成为研究热点,同时,土壤淋洗工艺用以控制重金属突发性污染的扩散具有良好的效果。微生物作为重金属修复剂研究甚多,可由于微生物细胞难在土壤中难以与重金属离子接触,以及反应后难以分离,导致实际应用受限。微生物胞外聚合物(EPS)已被证明是微生物吸附重金属的主要物质。本文尝试通过土壤淋洗工艺和钝化修复工艺考察EPS作为修复剂在重金属土壤修复中的应用潜力。关于塔宾曲霉用于重金属吸附的文献报道较少,本课题组从本地区域筛选出一株塔宾曲霉F12,通过液相反应验证了其菌丝体和EPS的吸附能力。研究发现塔宾曲霉F12对重金属吸附具有良好的广谱性,吸附效果依次为:铅(Ⅱ)(52.04mg/g)>铬(Ⅲ)(37.18mg/g)>锌(Ⅱ)(18.40mg/g)>镍(Ⅱ)(6.66mg/g)>铜(Ⅱ)(5.10mg/g)>镉(Ⅱ)(3.01mg/g)。在多金属体系下,铬(Ⅲ)、铅(Ⅱ)和锌(Ⅱ)的去除率对比单因素体系分别下降了 39.99%、12.69%和51.00%,研究多金属体系对实际应用更具指导性。EPS是塔宾曲霉F12吸附重金属的主要物质,在重金属浓度为50mg/L的条件下,质量不足菌丝球10%的EPS拥有超过菌丝球30%的吸附容量。塔宾曲霉F12 EPS有应用在土壤重金属修复的前景。土壤淋洗工艺可以快速清洗受污染土壤的重金属。利用响应面法分析了流速、pH值、EPS浓度和离子强度四个因素对EPS同时洗脱混合污染土壤中的镉(Ⅱ)、铬(Ⅲ)、铜(Ⅱ)、镍(Ⅲ)、铅(Ⅱ)和锌(Ⅱ)的影响。研究发现EPS修复剂保留了塔宾曲霉的广谱性,对镉(Ⅱ)、铬(Ⅲ)、铜(Ⅱ)、镍(Ⅱ)、铅(Ⅱ)和锌(Ⅱ)的去除效率分别为 1.21 mg/g、0.25 mg/g、0.43 mg/g、0.45 mg/g、8.66 mg/g和2.68mg/g,与人工螯合剂修复水平相当。其中pH值和EPS浓度对洗脱量的影响更显着,同时两因素之间存在协同作用。进一步利用傅里叶红外光谱、X射线光电子能谱和扫描电镜与能谱联用对淋洗的机理进行初步的研究。认为洗脱过程中同时存在吸附、氧化还原和离子交换过程。本研究肯定了 EPS通过土壤淋洗工艺修复土壤重金属的能力。减少能被植物吸收的有效态金属也是解决重金属危害人类的策略之一。研究发现来源于菌株F12的EPS对于磷酸盐钝化有效态重金属过程具有协同作用,进一步采用响应面法分析了 EPS浓度、pH值、磷离子浓度和喷淋液体积四个因素对同时钝化修复土壤中的镉(Ⅱ)、铜(Ⅱ)、镍(Ⅱ)、铅(Ⅱ)和锌(Ⅱ)的影响。结果显示,此工艺操作简单,无需人工混合和孵育。在实验室规模下,工艺流程仅需5天,有效态铅(Ⅱ)钝化率超过80%,具有应用前景。环境友好是来源于微生物的修复剂的优点,为确认EPS的环境友好性,测定了 EPS淋洗前后土壤理化性质的变化以及土着微生物群落的演化。结果发现EPS对土壤pH、电导率、有机碳等没有显着的影响,土着微生物群落的演化处于可控的范围。通过基因组学分析,认为投加至土壤中的EPS被微生物识别为营养物质,土着微生物不产生应激防御机制,这与EPS的生物来源相符。(本文来源于《广西大学》期刊2018-06-01）
张志伟[7]（2018）在《干旱胁迫和铜离子胁迫对土壤微生物及胞外聚合物的影响》一文中研究指出土壤资源是人类生活和生产最基本、最广泛、最重要的自然资源之一,是地球上生态系统的重要组成部分。土壤中极小的变化就会对土壤微生物、植物和人类产生重要的影响。全球变暖引起的干旱问题和日益严重的重金属污染问题都会严重影响土壤质量,而微生物分泌的胞外聚合物对抵御环境胁迫有很重要的作用。为了更好的了解土壤对干旱胁迫和铜离子胁迫的响应,本论文研究了干旱胁迫和铜离子胁迫对土壤微生物及胞外聚合物的影响,主要研究成果如下:(1)六种不同利用类型的土壤经过风干再湿润处理后,土壤中微生物的活动受到抑制,六种土壤微生物量碳(MBC)含量下降,下降量在2.20～451.81 mgkg-1之间,(降幅1.04%～42.35%)。六种土壤的ATP含量都显着下降,下降量在0.50～5.96 nmol g-1之间,降幅在39.36%～70.30%之间。MBC和ATP的下降都显示了土壤中微生物总量的减少,这使得土壤中微生物分泌的胞外聚合物(EPS)含量显着降低。(2)选择两种不同pH值的土壤,在添加和不添加基质(黑麦草)下加入不同浓度(0、70、140、280mgkg-1)的铜离子,发现在不添加基质的酸性土壤和碱性土壤中,添加铜离子会使得MBC含量降低,土壤呼吸减弱,EPS含量显着下降。铜离子浓度为140mgkg-1时,酸性土壤的MBC含量最低,土壤呼吸最弱。碱性土壤的MBC含量会随着铜离子浓度的增加而降低,铜离子浓度达到140 mgkg-1时,碱性土壤EPS含量会显着下降。在添加基质的酸性及碱性土壤中,铜离子添加使得MBC含量下降,土壤呼吸减弱,土壤EPS含量降低。铜离子浓度越高,对添加基质的酸性土壤和碱性土壤的MBC含量和土壤呼吸影响越大。铜离子浓度达到140 mgkg-1时,添加基质碱性土壤EPS含量会显着下降。添加基质会明显促进微生物的活动,使得土壤的MBC含量增加,土壤呼吸加强,土壤EPS含量增加。铜离子加入土壤后,随铜离子添加量增加,土壤有效铜含量增高,而随着时间的延长,有效铜含量会逐渐降低,酸性土壤和碱性土壤中有效铜含量分别为加入铜总量的72.40%～88.76%和36.67%～50.12%。(本文来源于《浙江大学》期刊2018-04-25）
李欣燕[8]（2017）在《重金属胁迫下土壤微生物胞外聚合物在多环芳烃降解过程中的作用》一文中研究指出微生物胞外聚合物(extracellular polymeric substances,简称EPS)是细菌或真菌分泌体外的一类有机高分子多聚化合物,因其独特的物理化学性质在环境工程、食品工业、矿业工程等领域得到广泛应用。目前,在环境工程领域的污染土壤微生物修复技术,如堆肥、植物修复、植物-微生物联合修复等都离不开微生物的作用。随着污染土壤生物修复技术研究的深入,胞外聚合物在污染物去除过程中的作用越来越受到重视。有关胞外聚合物在污染土壤修复中的应用,多数研究是胞外聚合物对污染土壤中多环芳烃(PAHs)的去除,且主要来源于特种菌体和活性污泥。关于重金属胁迫下胞外聚合物在土壤有机污染物去除过程中的作用研究较少。本课题主要研究了重金属胁迫下微生物对多环芳烃芘的降解、微生物胞外聚合物的表征及在降解多环芳烃过程中的双加氧酶作用,得到如下结论:(1)研究了不同浓度的铜离子铅离子胁迫下分支杆菌和假单胞菌对芘的去除作用,结果表明铜离子铅离子浓度为40mg/L时分枝杆菌对芘的降解率最高(分别为76.2%和75.625%);铜离子80mg/L、铅离子40mg/L时假单胞菌对芘的降解率最高(分别为73.75%和65.5%)。(2)不同浓度的铜离子和铅离子胁迫下提取了分支杆菌的胞外聚合物,利用环境扫描电子显微镜、叁维荧光光谱和分光光度计对蛋白质、糖类、腐殖酸和DNA的含量进行测量,从而研究不同浓度的铜离子铅离子胁迫下分支杆菌的EPS的提取量及核心成分的改变情况。得出结论:40mg/L金属离子胁迫下EPS的各成分及提取量最高。(3)通过对比两种离子不同浓度胁迫下分支杆菌的16S DNA、双加氧酶基因,发现分支杆菌对铜离子铅离子有很好的适应性。(本文来源于《沈阳化工大学》期刊2017-11-29）
温海滨,胡玉玲,李攻科[9]（2017）在《磁性微孔聚合物富集/表面增强拉曼光谱法测定水与土壤中多环芳烃》一文中研究指出建立了磁性聚亚苯基共轭微孔聚合物富集/表面增强拉曼光谱法测定水样和土壤中4种多环芳烃的分析方法。待测物经磁性聚亚苯基共轭微孔聚合物吸附萃取,甲醇洗脱后进行SERS检测。结果表明,蒽、芘、荧蒽和苯[α]芘在0.1~10μg/L范围内与其SERS特征峰峰强呈良好的线性关系,检出限为0.03μg/L,回收率为71.6%~115.8%,相对标准偏差不大于13.7%。该分析方法灵敏度高,能够满足实际水样和土壤中4种多环芳烃同时检测的要求。(本文来源于《分析测试学报》期刊2017年10期）
洪晨,李益飞,司艳晓,邢奕,王志强[10]（2017）在《土壤芽孢杆菌产胞外聚合物对Pb~(2+)吸附特性研究》一文中研究指出根据与细菌菌体结合的紧密程度,胞外聚合物(EPS)可以分为粘液层EPS(S-EPS)、松散附着EPS(LB-EPS)、紧密附着EPS(TB-EPS),以土壤芽孢杆菌作为实验菌株,研究了各层EPS在不同温度、pH值条件下对Pb~(2+)的吸附特性,建立了EPS的吸附动力学模型和吸附等温线模型,并采用扫描电子显微镜(SEM)观察各层EPS吸附Pb~(2+)前后的表观形态的变化.当吸附温度为35℃、pH值为5.5时,S-EPS、LB-EPS、TB-EPS对Pb~(2+)的吸附量分别为91.35、100.61和90.28mg/g,表明LB-EPS对Pb~(2+)的吸附能力更强.各层EPS吸附Pb~(2+)的吸附动力学模型和吸附等温线模型均符合准二级动力学模型和Langmuir等温吸附模型,表明吸附过程分别受化学吸附机理控制和单分子层吸附控制,并通过Langmuir模型计算得到,S-EPS、LB-EPS、TB-EPS对Pb~(2+)的最大吸附量分别为124.224、127.389和119.760mg/g.同时,扫描电镜结果表明吸附前后各层EPS表观形态均差异明显,其中LB-EPS呈肺泡状,具有更大的比表面积,因此更多的Pb~(2+)吸附在其表面.(本文来源于《中国环境科学》期刊2017年05期）
土壤聚合物论文开题报告
（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：
近年来随着矿产资源的开发利用,矿区土壤污染越来越严重,危害矿区周围动植物及人类健康。近年来微生物修复污染土壤成为研究热点,微生物在修复矿区污染土壤过程中分泌的胞外聚合物对于土壤中的有机污染物具有一定的解吸作用,而在复合污染土壤中重金属离子对于胞外聚合物解吸土壤中的多环芳烃影响有待进一步深入研究。本文利用分枝杆菌及毛霉提取胞外聚合物,选取重金属铜离子及铅离子、多环芳烃中的芘为例,研究了重金属铜离子及铅离子胁迫对胞外聚合物中蛋白质及多糖组分含量影响,分析了重金属铜离子及铅离子对胞外聚合物表面张力、Zeta电位的影响,对重金属铜离子及铅离子胁迫下的胞外聚合物应用红外光谱及紫外光谱表征,考察重金属铜离子及铅离子对胞外聚合物性质影响,明确金属离子浓度、解吸时间及胞外聚合物种类对其解吸土壤中芘的影响。通过研究金属离子对胞外聚合物组分影响发现:胞外聚合物在金属离子作用下蛋白质及多糖的含量均呈明显的降低趋势,随着作用时间及金属离子浓度的增加,蛋白质及多糖的含量逐渐降低;金属离子对胞外聚合物的性质影响实验结果表明在金属铜离子及铅离子作用下促进胞外聚合物的表面张力增加,而随着金属离子浓度的增加胞外聚合物的Zeta电位也逐渐的增加。铜离子对胞外聚合物表面张力及Zeta电位的影响均大于铅离子。随着金属离子浓度的增加,金属离子对胞外聚合物解吸土壤中的芘的抑制作用越来越显着,且在相同解吸条件下分枝杆菌胞外聚合物对土壤中芘的解吸效果较毛霉的好。
（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。
土壤聚合物论文参考文献
[1].谢金秋,戴珂,黄巧云.胞外聚合物(EPS)对土壤矿物-希瓦氏菌还原Cr(Ⅵ)的影响[C].2019年中国土壤学会土壤环境专业委员会、土壤化学专业委员会联合学术研讨会论文摘要集.2019
[2].张作金.铜离子、铅离子胁迫对胞外聚合物解吸土壤中芘的影响[D].辽宁科技大学.2019
[3].甄凯,单德鑫,欧瑞鹏,赵汉青,郭玉.胞外聚合物对土壤中苯并芘的降解[J].山西农业科学.2018
[4].廖希雯,陈杰,范天凤,黎珊,陈玉萍.地质聚合物固化稳定化重金属复合污染土壤[J].环境工程学报.2018
[5].林迪.细菌胞外聚合物在土壤矿物和纳米颗粒表面的吸附及其驱动团聚机制[D].华中农业大学.2018
[6].卢宇浩.塔宾曲霉胞外聚合物修复重金属污染土壤的初步研究[D].广西大学.2018
[7].张志伟.干旱胁迫和铜离子胁迫对土壤微生物及胞外聚合物的影响[D].浙江大学.2018
[8].李欣燕.重金属胁迫下土壤微生物胞外聚合物在多环芳烃降解过程中的作用[D].沈阳化工大学.2017
[9].温海滨,胡玉玲,李攻科.磁性微孔聚合物富集/表面增强拉曼光谱法测定水与土壤中多环芳烃[J].分析测试学报.2017
[10].洪晨,李益飞,司艳晓,邢奕,王志强.土壤芽孢杆菌产胞外聚合物对Pb~(2+)吸附特性研究[J].中国环境科学.2017