一、紫花苜蓿对铅污染土壤修复能力及其机理的研究（论文文献综述）
贾亚敏,刘伟,王琪,张永波,王建武,杨永亮,李京玲[1]（2021）在《蚯蚓肥对铜锌污染土壤中紫花苜蓿生长及重金属累积的影响》文中指出[目的]本文旨在探讨蚯蚓肥在紫花苜蓿修复重金属污染农田中的调控作用,提高土壤重金属的修复去除效率。[方法]本研究在铜和锌超标农田原位种植紫花苜蓿进行修复,设置0（对照）,1.0、2.0、4.0 kg·m-2不同用量水平的蚯蚓肥处理,研究蚯蚓肥对紫花苜蓿植株生物量积累及重金属富集转运特征的影响。[结果]2.0 kg·m-2用量蚯蚓肥可显着促进株高和生物量积累,在分枝现蕾期进行第一次刈割时,株高、地上和地下部分生物量积累达到高峰,较对照处理单株生物量干重平均增加29.5%;施用蚯蚓肥可显着提高紫花苜蓿植株生长前期对铜和锌的转运和富集系数,分枝现蕾时期对铜和锌的转运系数可达0.70和0.90;2.0 kg·m-2蚯蚓肥用量下,单株紫花苜蓿植株富集铜和锌总量分别为0.57 mg和1.12 mg,是对照处理的2.19和1.78倍;蚯蚓肥施入可促进耕层土壤还原态和弱酸态重金属占比增加,提高土壤中铜和锌的生物有效性。[结论]铜和锌重金属超标农田土壤修复时,辅以2.0 kg·m-2蚯蚓肥可提高紫花苜蓿生物量积累及植株对铜和锌的富集转运量,提高紫花苜蓿植株对铜和锌超标土壤的修复效率。
徐俏[2]（2021）在《土壤-水稻系统铅生物有效性预测及草酸青霉SL2对水稻铅累积调控机制》文中研究表明稻田铅污染已成为影响水稻农产品安全的隐患,不同类型土壤铅有效性与水稻铅吸收累积之间量化关系不明。磷对铅有良好的固定效果,但磷对土壤铅有效性的影响仍存争议。本课题组前期分离出一株真菌草酸青霉SL2（Penicillium oxalicum SL2）,同时具有良好的耐铅和解磷能力。因此,本文以不同类型土壤-水稻系统为研究对象,通过盆栽试验、土壤培养和水培等形式,结合传统化学提取、原位梯度薄膜扩散、同步辐射XAFS等多种重金属有效性表征技术,系统研究不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律,构建土壤-水稻系统中铅生物有效性的预测模型,并探索草酸青霉SL2解磷效应对水稻铅累积的调控效果及相关作用机制。主要研究结果如下:（1）解析了不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律:不同类型土壤中铅有效态占比总体满足正态分布N（0.47,0.23）,Pb（CH3COO）2,GSH-Pb,Pb O,Pb HPO4以及Pb3（PO4）2是根际土壤中铅的主要赋存形态;籽粒铅含量超标点位主要分布于酸性土壤中;水稻铅累积与根际土壤铅有效性密切相关,土壤黏土矿物、土壤有机质、土壤游离态铁锰矿物以及土壤总磷含量是影响水稻铅吸收累积的主控因子。（2）构建了水稻籽粒对铅累积的生物有效性预测模型:基于土壤总铅、土壤有机质及粘土含量的回归模型（Lg[Grain-Pb]=0.569*Lg[Total-Pb]+0.336*Lg[Clay]+0.404*Lg[SOM]-3.18,R2=0.613,p<0.001）,可有效预测低铅污染水平下稻田土壤中水稻籽粒铅含量（土壤总铅<300 mg/kg）;基于模型推导了不同pH下稻田土壤铅安全阈值分别为386 mg/kg（pH≤5.5）、466 mg/kg（5.5<pH≤6.5）、628 mg/kg（6.5<pH≤7.5）和581 mg/kg（pH>7.5）。（3）阐明了施磷对稻田土壤铅有效性的影响及相关机制:300 mg/kg外源KH2PO4显着提高了酸性粉砂黏壤土（HN）水溶态铅（soluble-Pb）含量、促进了土壤固相中Fe/Mn/Al/Mg等金属离子的溶出,而淹水-落干过程则改变了土壤团聚体表面粗糙度和致密结构,300 mg/kg外源KH2PO4提高了土壤胶体中Pb（OH）2和胡敏酸结合态铅（HA-Pb）的比例,表明水溶态铅的增量是由土壤胶体络合态铅引起。（4）揭示了耐铅解磷真菌草酸青霉SL2（Penicillium oxalicum SL2）调控水稻籽粒铅累积的机制:SL2处理显着降低了水稻籽粒中铅的含量,2 x 107CFU/g SL2处理组中水稻籽粒铅含量平均值在对照组的基础上下降了91.1%;SL2的草酸分泌与解磷效应降低土壤铅有效性是缓解水稻籽粒铅超标的主要原因。（5）探究了草酸青霉SL2施加对稻田土壤真菌群落多样性的影响:SL2的施加显着改变了Penicillium＿oxalicum,Emericellopsis＿terricola,Sarocladium＿oryzae,Phaeosphaeriopsis＿musae等稻田土壤非优势真菌种群的相对丰度;其中Mortierella、Penicillium以及Hasegawazyma丰度的增加可能在降低水稻籽粒铅累积的过程中发挥重要作用。
匡雪韶[3]（2021）在《野胡萝卜对锰胁迫的耐受性及其机理研究》文中研究表明野胡萝卜（Daucus carota）为伞形科胡萝卜属二年生草本植物,具有生物量大、株型优美、生态适应性广、生长速度快和抗逆性强等特点。野外调查显示该植物在湘潭锰矿废弃地有大面积分布,并能正常开花结实,说明该植物具有较强的耐锰性,是锰污染植物修复具有开发价值的材料。本论文以野胡萝卜为材料,利用盆栽实验的方法研究了该植物对锰胁迫的表型适应特征、富集能力、亚细胞组分及化学形态、生理生化适应性特征及分子机理。研究结果将阐明野胡萝卜对锰胁迫的生理应答机理,解析野胡萝卜耐锰胁迫和高富集锰的内在机制,明确野胡萝卜叶片锰累积与解毒的关键基因和调控途径。研究结果如下:（1）萌发实验结果显示,随着锰浓度的增加,野胡萝卜种子的发芽势、发芽率、发芽指数和活力指数均呈先增加后下降的趋势。（2）盆栽实验结果显示,野胡萝卜幼苗及成株生物量均表现出低促高抑的趋势。在锰胁迫第7、15和30d时,野胡萝卜的根表面积、根体积、平均根直径、须根数和叶面积均随着锰浓度的增加呈先上升后下降的趋势。随着锰处理时间的延长,野胡萝卜比叶面积呈现下降趋势。胁迫第7d时,野胡萝卜的比叶面积随着锰浓度升高呈现下降趋势;胁迫第15d时,比叶面积随着锰浓度的升高呈现先上升后下降的趋势;胁迫第30d时,比叶面积则随着锰浓度的升高呈现上升的趋势。（3）盆栽实验结果显示,1000～5000μM锰处理增加了野胡萝卜叶片叶绿素a、叶绿素b、类胡萝卜素含量和叶绿素a+b含量;当浓度继续增加且胁迫时间延长时,各值均降低。随着锰浓度的增加,在胁迫第7d时,野胡萝卜叶片中SOD和CAT活性先上升后下降,POD活性增加;在胁迫第30d时,SOD、POD和CAT均先上升后下降。随着锰浓度的增加,野胡萝卜叶片中脯氨酸、可溶性蛋白含量在第7、15、30d时均呈现先上升后下降的趋势。可溶性糖含量在第7d时随着锰浓度的升高而增加,在第15、30d时则随着锰浓度升高而先上升后下降。丙二醛（MDA）含量随着锰浓度的增加和胁迫时间的延长而增加。（4）叶片解剖结构结果显示,随着锰浓度的升高,野胡萝卜叶片主脉厚度、上表皮厚度、下表皮厚度均先增加后减小,叶片厚度则呈下降趋势。野胡萝卜栅栏组织厚度、海绵组织厚度和组织结构紧密度均随着锰胁迫浓度的升高呈现出先增加后降低的趋势。（5）随着锰浓度的增加,野胡萝卜地上部分和地下部分的锰含量均增加,在20000 μM锰处理下,野胡萝卜地上部分、地下部分锰含量分别达16948.37 mg·kg-1、13210.33 mg·kg-1。野胡萝卜的BCF和TF均大于1。野胡萝卜细胞壁组分和可溶性组分中锰含量所占比例最大;野胡萝卜体内的锰主要以乙醇提取态、去离子水提取态和氯化钠提取态存在。（6）对有无锰胁迫的野胡萝卜植株进行RNA-Seq转录组测序,共获得转录组15,938,788,680bp的基因数据。与对照相比,锰胁迫下野胡萝卜有4047条基因发生差异表达,其中2128条为上调表达。本研究筛选鉴定了 26条抗氧化防御差异基因、12条编码金属转运蛋白相关基因,初步构建了野胡萝卜锰防御和解毒的基因网络,为进一步揭示植物对锰累积与解毒的分子机理提供了依据。本研究表明,野胡萝卜可通过增加渗透调节物质浓度和增强抗氧化酶活性等方式减轻高浓度锰胁迫所造成的损伤,将大部分锰储存于细胞壁及液泡等方式,提高对锰的耐性。
敖慧,刘方,朱健,陈祖拥[4]（2021）在《锰渣–土壤混合基质上黑麦草和紫花苜蓿生长状况及其对锰的累积特征》文中指出以紫花苜蓿（Medicago sativa）和黑麦草（Lolium perenne）为材料,在盆栽条件下探讨紫花苜蓿和黑麦草在电解锰渣–土壤混合基质中的生长状况及其对锰（Mn）的吸收特点。结果表明:土壤添加7%、14%、21%、28%、35%的电解锰渣后,紫花苜蓿、黑麦草的发芽率明显下降,而总生物量随着电解锰渣添加量的增加先增加后降低;但两种植物的株高均出现不同程度的增加,特别是黑麦草。随着电解锰渣添加量的增加,黑麦草中光合色素含量增加,在锰渣添加为14%时叶绿素含量最大,显着高出无锰渣对照34.7%（P <0.05）;紫花苜蓿中叶绿素和类胡萝卜素含量随着锰渣添加先增加后下降,在锰渣添加量为14%时达到最大,分别高出对照59.7%、28.0%。在土壤中添加锰渣后,紫花苜蓿中丙二醛（MDA）含量、抗氧化酶包括超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）和过氧化物酶（POD）活性明显提高,而黑麦草中MDA含量、SOD、CAT和POD活性没有明显变化,说明黑麦草的耐受性大于紫花苜蓿。同时,在锰渣–土壤混合基质上紫花苜蓿、黑麦草的地上部分和根系中的锰含量均随着电解锰渣的添加量增加而提高,总体上黑麦草的富集系数大于紫花苜蓿,而对Mn的转移能力是紫花苜蓿大于黑麦草。研究结果显示,两种植物都可作为锰渣堆场生态修复的备选植物,但锰渣对紫花苜蓿的抑制作用大于黑麦草,因此,黑麦草更适合作为锰渣堆场生态修复的先锋植物。
吴仁杰[5]（2021）在《不同营养水平和EDDS联合诱导紫花苜蓿修复镉污染土壤研究》文中提出随着社会发展速度的不断加快,人类活动对自然环境的影响也日趋深刻。尤其是诸如矿产开采、金属冶炼、能源化工等行业污染物的不合理排放导致土壤重金属污染程度日益加重。植物修复重金属污染土壤的潜力已得到普遍肯定,营养元素与螯合剂在强化植物修复中的积极作用也已被大量研究所证实。鉴于各地区污染程度存在较大差异,土壤、气候、植物等相关因素也存在明显的区域特征,外源添加营养元素和螯合剂以强化植物修复的作用方式、作用效果以及作用机制依旧值得探究。本论文施加Cd Cl2·2.5H2O溶液模拟土壤Cd污染（15 mg/kg土）,以盆栽紫花苜蓿（Medicago sativa）为研究对象,通过不同营养水平（霍格兰营养液-H、两倍氮素-2N、两倍磷素-2P、两倍钾素-2K）、不同浓度EDDS（0.5 mmol/L、1.0 mmol/L、0.5 mmol/L+0.5mmol/L、2.0 mmol/L、1.0 mmol/L+1.0 mmol/L、3.0 mmol/L、1.5 mmol/L+1.5 mmol/L）、不同营养水平+不同浓度EDDS处理Cd污染土壤中紫花苜蓿,分析不同生长周期（60 d、80 d、100 d）下的紫花苜蓿生长状况、Cd富集程度、土壤Cd含量、土壤Cd赋存形态、土壤理化性质以及修复评价指标的变化情况,来探究营养元素与EDDS联合作用对紫花苜蓿修复Cd污染土壤的作用效果,以期为植物修复重金属污染土壤的规模化应用提供部分参考。主要取得了以下研究结果。（1）各营养处理能减弱紫花苜蓿所受Cd胁迫,且在100 d时,各项生长指标均达到各营养处理中的最高值。其中N、P、K的相对过施对生物量积累有轻微的抑制作用。在各生长阶段,紫花苜蓿生长状况随EDDS处理浓度增加而整体呈现“先升高后降低”的趋势;低浓度EDDS处理对紫花苜蓿的前期生长（60 d）有显着的提升作用,且以100 d时0.5 mmol/L+0.5 mmol/L EDDS（0.5+0.5E-3）处理的促生效果最佳,表明EDDS分次添加（间隔5 d）有利于降低Cd胁迫并促进紫花苜蓿正常生长;EDDS添加浓度逐渐升高时,促生效果逐渐降低。联合处理利于生物量的积累,缓解了N、P、K相对过施及高浓度EDDS引起的抑制作用,整体生长状况为试验中最好,以霍格兰营养液+0.5 mmol/L EDDS（H+0.5E）处理时促生效果最佳。（2）营养处理利于紫花苜蓿对Cd的积累;在各个生长周期中,各营养处理下地上部Cd积累程度总体一致;2P处理有利于地下部Cd的富集,2K处理则随着生长周期的延长导致地下部Cd富集效果逐渐变弱。在生长后期（100 d）施加EDDS有利于对土壤Cd的积累;生长80 d的地上部Cd含量与100 d时差别较小,地下部Cd含量则在100 d时最高,且以0.5+0.5E-3处理时Cd积累效果较好。2P+EDDS处理的Cd积累效果优于其余联合处理,其中以2P+0.5E处理效果最佳。（3）各营养处理均利于土壤Cd含量的减少。整体而言,随着生长周期的延长,各营养处理下土壤Cd减少量逐渐增加,其中100 d时霍格兰营养液处理（H-3）为营养处理中最佳,2K处理则在各周期中为最低。在紫花苜蓿生长中后期（80 d、100 d）添加EDDS处理,能有效促进土壤Cd含量的减少,其中以80 d和100 d时添加0.5+0.5E处理,土壤Cd降低最多。联合处理中,H处理配施低浓度EDDS对土壤Cd含量的降低效果最佳,N、P、K元素相对过施则会降低Cd的去除。（4）试验所用基质中残渣态（F5）和有机结合态（F4）整体含量较高。各营养处理整体对土壤Cd有一定活化作用,其中2P处理的活化效果较低;在紫花苜蓿生长前期和后期,K过施利于土壤Cd的活化,中期（80 d）则有钝化的趋势;H处理则有较好的活化作用。在紫花苜蓿生长前期,EDDS处理有利于土壤Cd的活化且EDDS单次添加对Cd的活化作用较分次添加处理更好;总体来看,EDDS处理中添加总浓度为2.0 mmol/L时,土壤Cd活化效果较好。2N+EDDS联合处理降低了可交换态（F1）含量,提高了F5的含量,不利于紫花苜蓿对Cd的吸收富集;2P+EDDS、2K+EDDS处理则增加了土壤中F1的含量,提高了Cd的生物可利用性。（5）在本试验中,各处理下土壤p H值较为稳定,变化幅度较小。营养元素处理中,N相对过施可在紫花苜蓿生长前期整体提高土壤脱氢酶（DED）、土壤过氧化氢酶（CAT）、土壤脲酶（URE）以及土壤蔗糖酶（SUC）的活性,P相对过施则不利于土壤酶活性的提升。在紫花苜蓿生长前期,EDDS处理对土壤DED活性总体表现为抑制作用,60 d时2mmol/L（2E-1）处理的活性最高,在中后期逐渐表现出一定的促进作用;在紫花苜蓿生长前中期,EDDS对土壤CAT有促进作用,以0.5E处理效果最佳;在生长后期,EDDS添加则对土壤CAT活性无显着影响;在紫花苜蓿生长前期,EDDS处理下土壤URE活性较高;在生长后期,土壤URE活性随EDDS浓度升高有逐渐升高的趋势;紫花苜蓿生长60 d时,低浓度和高浓度EDDS处理有助于提高土壤SUC活性,中间浓度则有抑制作用;在紫花苜蓿生长后期,100 d时2.0 mmol/L EDDS（2E-3）处理下土壤SUC活性为EDDS处理中最高,并随EDDS浓度增加有逐渐升高的趋势。在联合处理中,营养元素相对过施对土壤SUC活性有抑制效果,而H处理配施低浓度EDDS则会提升土壤DED活性;联合处理均提高了土壤CAT活性,2P+EDDS处理后土壤CAT活性整体处于较高水平,其中以磷素2P+0.5+0.5E处理效果最佳,且EDDS分次添加的联合处理优于单次添加的;各联合处理对土壤SUC均有促进作用,且大致处于同等水平;N、P元素相对过施并配施EDDS对土壤SUC活性有一定促进作用,以2N+0.5E处理下土壤SUC活性最高;H处理配施低浓度EDDS也能提升土壤SUC活性,但促进效果略低于2N+0.5E处理。（6）在紫花苜蓿生长后期,营养处理中的地上富集系数（ABF）、地下富集系数（UBF）、修复效率（RE）较高。在紫花苜蓿生长后期添加EDDS,较好的提高了紫花苜蓿ABF、UBF、转运系数（TF）以及RE,且以100 d时1.0 mmol/L EDDS（1E-3）处理效果最好。2P+EDDS处理较其他联合处理较好的提高了紫花苜蓿ABF和UBF;2K+EDDS处理的整体TF较高。
张璐[6]（2021）在《复合微生物菌剂的构建及其对铁尾矿铅镉污染土壤的修复效果研究》文中认为随着矿业和冶金行业的快速发展,采矿、尾矿堆积、矿业废弃等人类活动引发的重金属污染问题开始受到广泛关注。重金属污染会造成矿区及其周边土壤质量下降,微生物多样性减少,植被覆盖率降低等一系列环境问题。针对重金属污染的矿区土壤修复方法已有较多报道,其中微生物修复受到广泛关注。目前关于重金属耐受菌的研究较多,大都止步于人工添加污染物的土壤修复效果研究,针对真正重金属污染的尾矿土壤的修复研究相对较少。本文针对甘肃省张掖市平川镇铁尾矿土壤的重金属污染修复问题,从尾矿土壤中筛选出了铅、镉耐受性较高的菌株,选择其中的优势菌株构建了复合菌剂,对其铅镉去除条件进行了优化,然后对单个菌株的铅镉吸附性能和机制进行了初步探究,最后进行了实验室规模的尾矿土壤修复效果研究。主要研究结果如下:（1）从尾矿土壤中分离筛选出了4株镉耐受菌和3株铅耐受菌,经16S r RNA基因序列分析,分别被鉴定为肺炎克雷伯氏菌（Klebsiella pneumoniae）C1-Z、魏德曼芽孢杆菌（Bacillus wiedmannii）C2-Z、恶臭假单胞菌（Pseudomonas putida）C3-Z、芽孢杆菌（Bacillus sp.）C4-Z、香坊肠杆菌（Enterobacter xiangfangensis）P1-Z、肺炎克雷伯氏菌（Klebsiella pneumoniae）P2-Z和香坊肠杆菌（Enterobacter xiangfangensis）P3-Z,它们的镉、铅耐受浓度可分别达到500 mg/L、4000 mg/L。其中菌株C2-Z对镉的去除率最高,达到了66.71%,菌株P2-Z对铅的去除率最高,达到了99%。（2）结合菌株耐受能力和拮抗作用,选择菌株C2-Z和P2-Z构建了复合菌剂CP,并对复合菌剂在铅、镉浓度分别为3000 mg/L、500 mg/L时对铅镉的最佳去除条件进行了优化,结果显示最佳去除铅镉条件为:温度32℃、p H 8.0、Na Cl浓度4%。复合菌剂CP对Cu2+、Zn2+和Mn2+的最大耐受浓度分别为500 mg/L、3000 mg/L和5000 mg/L。（3）菌株C2-Z对Cd2+和菌株P2-Z对Pb2+的最大吸附量分别为51.90 mg/g,109.73mg/g;两株菌对Cd2+和Pb2+的吸附均符合Freundlich和Langmuir等温吸附模型,吸附过程符合拟二级动力学方程;菌株C2-Z对Cd2+以及菌株P2-Z对Pb2+的吸附机制为生物沉淀（48.6%,47.07%）,胞外吸附（24.5%,46.98%）和胞内积累（1.4%,1.95%）,其中生物沉淀和胞外吸附发挥主要作用。SEM-EDS证实Cd2+和Pb2+在细菌菌体表面发生沉淀,FTIR谱图显示C2-Z对Cd2+的胞外吸附主要是靠细胞表面的-OH、-C=O、COOH、-C-O-N-H等基团与Cd2+之间的离子交换和络合反应。菌株P2-Z对Pb2+的胞外吸附主要是与菌体表面的-OH,-CHO和-NO2等基团发生离子交换和络合反应。（4）加入复合菌剂可降低尾矿土壤中酸可溶态铅（4.26%-5.72%）和酸可溶态镉（2.98%%-17.32%）的含量,土壤中残渣态铅镉的含量也有所增加,分别为残渣态铅（35.49%-44.31%）和残渣态镉（7.47%%-17.33%）;土壤脲酶、酸性磷酸酶、蔗糖酶活性均有所上升;同时复合菌剂处理下能显着增加土壤细菌（90.65%）、真菌（72%）和放线菌数量（346.55%）。且加入黄褐土的实验组修复效果比单一使用全尾矿土好。
叶俊沛[7]（2020）在《载硫铁生物炭-硫杆菌联合调控土壤铅形态和植物有效性研究》文中研究指明随着人类采矿业、铅金属冶炼业、铅电池工业、汽车工业的发展以及铅颜料的生产应用,环境中的铅不断积累并造成了一系列铅污染问题,其中土壤的铅污染问题逐渐成为一个全球性的环境难题。土壤中的铅很容易进入食物链中,同时土壤中铅具有毒性、生物积累性以及不可降解性,因此土壤铅污染严重危害着人体健康和生态环境的安全。植物修复铅污染土壤技术是一种高效、经济、绿色的原位修复技术,但是植物修复过程受到土壤中铅的植物有效性的限制。因此,本文通过调控土壤中铅的形态,改变土壤铅的植物有效性,进而促进植物修复铅污染土壤。从煤炭中培养得到硫杆菌,利用木屑制备载铁硫生物炭并用于硫杆菌的富集,通过土培实验研究硫杆菌和生物炭对土壤铅形态的影响,利用黑麦草盆栽实验,探讨硫杆菌和生物炭对土壤铅植物有效性协同调控的作用机制。本文从高硫煤中培养了具有氧化还原态硫和铁能力的混合微生物,在属水平上优势菌为硫化杆菌（Sulfobacillus）和硫杆菌（Thiobacillus）,其相对丰度分别为7.47%和11.11%。混合微生物在培养过程,能够将硫铁矿（Fe S2）氧化为H2SO4和Fe2（SO4）3,导致培养液p H降低、氧化还原电位（ORP）升高、以及Fe3+浓度增加。根据硫杆菌的代谢特性,制备了负载还原性硫和铁的生物炭作为微生物的载体。通过优化制备条件,生物炭Fe SC550负载了磁黄铁矿(Fe1-xS)和磁铁矿。Fe SC550对硫杆菌具有富集作用,经过36天的富集实验,Fe SC550的p H从4.32降低至3.50,ORP从298 m V升高至487 m V,Ca2+和Fe3+的释放能力分别为0.56mg/g和25.48 mg/g。XRD图谱分析表明,硫杆菌富集后,生物炭Fe SC550中的Fe1-xS被氧化,并有部分黄钾铁矾生成。红外光谱分析和Zeta电位表明,Fe SC550通过表面官能团和静电力对硫杆菌进行吸附。拉曼光谱分析、孔结构分析以及扫描电镜能谱（SEM-EDS）分析表明,热解制备Fe SC550过程中,铁的催化作用促进了生物炭的热解和孔结构的发展,进而支持硫杆菌在生物炭表面和孔结构内的固定与富集。将硫杆菌和Fe SC550加入铅污染土壤中进行土培实验。Fe SC550单独施入土壤后60天后,Thiobacillus的相对丰度从0.06%增加至34.55%,成为优势物种。土壤微生物Marmoricola和Lysobacter能够提高植物抗虫抗病能力,施用硫杆菌后能够调控土壤中Thiobacillus、Marmoricola和Lysobacter的相对丰度。共同施用Fe SC550和硫杆菌60天后,土壤中酸可溶态Pb含量增加73.01%。Fe SC550降低了土壤氧化还原电位（Eh）,导致土壤中可还原态Pb活化。Thiobacillus对Fe SC550中还原态硫和铁的氧化作用不断产生H+和Fe3+,导致土壤p H的降低和Eh的升高,土壤中可还原态Pb和可氧化态Pb降低。Fe SC550施用60天后提高了土壤有机碳含量,Thiobacillus对土壤中Pb的吸附固定作用,导致可氧化态Pb增加。Thiobacillus通过生物矿化作用生成黄钾铁矾,在此过程中铅的固定可能是土壤残渣态Pb增加的原因。通过黑麦草盆栽试验,研究Fe SC550和硫杆菌对土壤中铅的植物有效性以及黑麦草植物修复的影响。盆栽实验60天后,单独施用Fe SC550的实验组中,Thiobacillus成为土壤中的优势微生物。Fe SC550和硫杆菌共同施用显着提高了铅的植物有效性,土壤铅含量分别为995和203 mg/kg两种条件下,黑麦草的Pb吸收量分别增加了69.54%和203.20%。Thiobacillus对Fe SC550表面的Fe1-xS的氧化作用和黑麦草根系分泌的小分子有机酸,共同促进了黑麦草对土壤铅的吸收。
徐彦红[8]（2019）在《三种草本植物对铅-锌-镉污染的修复效果比较研究》文中进行了进一步梳理本研究以多年生黑麦草（Lolium perenne L.）、白三叶（Trifolium repens L.）、紫花苜蓿（Medicago sativa L.）为供试植物,设置多年生黑麦草单种、白三叶单种、紫花苜蓿单种、多年生黑麦草与白三叶混种（1:1）、多年生黑麦草与紫花苜蓿混种（1:1）、白三叶与紫花苜蓿混种（1:1）以及三种植物混种（1:1:1）7种不同的混种方式,通过人工控制性盆栽试验研究在铅锌镉（337 mg/kg、648 mg/kg、9 mg/kg）复合污染条件下,不同混种方式下各植物的生长情况、生理变化、巯基化合物的应答情况及其体内铅（Pb）、锌（Zn）和镉（Cd）的积累特性,探索对污染土壤修复最佳的种植模式以及比较各植物对Pb、Zn、Cd的修复效果。主要研究结果如下:（1）在本研究设置的Pb、Zn、Cd浓度范围内,白三叶和紫花苜蓿生长缓慢,后期甚至死亡。（2）与单种相比,混种提高了多年生黑麦草的地上生物量和地下生物量,地上生物量在三种植物混种时达到最大值,分别较单种提高了1.45倍（未污染处理）、0.88倍（污染处理）;混种降低了紫花苜蓿的生物量;混种白三叶总生物量在与紫花苜蓿混种时达到最大值,较单种提高了10.67%。（3）刈割和混种均影响了植物的生理指标,Pb/Zn/Cd污染下,多年生黑麦草和白三叶通过提高或者降低叶绿素含量、抗氧化酶活性、丙二醛含量、脯氨酸含量、可溶性糖含量以及可溶性蛋白含量来适应逆境胁迫。（4）Pb/Zn/Cd污染下,混种多年生黑麦草谷胱甘肽含量总体上低于单种（第一茬最大降低率为26.96%,第三茬最大降低率为50.83%）,白三叶与紫花苜蓿混种时谷胱甘肽含量最高,但各处理间无显着性差异（P>0.05）;多年生黑麦草与白三叶混种时,两种植物半胱氨酸含量均低于其他种植方式;多年生黑麦草的非蛋白巯基含量普遍高于单种,白三叶较单种无明显差异。（5）未污染处理下,多年生黑麦草与白三叶混种时,地上N含量最高,与紫花苜蓿混种时,地上P含量最高,三种植物混种时,地下C含量和N含量最高,多年生黑麦草地上和地下C:P达到最大值;混种普遍降低了白三叶C、N、P含量,提高了紫花苜蓿地上C、N、P,普遍提高了多年生黑麦草的C:P和N:P,普遍提高白三叶地上C、N、P化学计量比,降低了紫花苜蓿地上C、N、P化学计量比;Pb/Zn/Cd污染处理下,混种普遍提高多年生黑麦草的N、P含量,普遍降低了多年生黑麦草地上C、N、P化学计量比。（6）混种总体上均降低了多年生黑麦草地上Pb、Zn、Cd含量、转运系数、富集系数和生物富集量,三种混种方式中,三种植物混种时,地上Pb、Zn、Cd含量、转运系数最高,分别为505.95 mg/kg、4686.45 mg/kg、64.51 mg/kg,转运系数分别为0.70、1.80、0.93;三种混种方式中,多年生黑麦草与白三叶混种时,Pb、Zn生物富集量以及地下Cd富集量最高,地上、地下Pb富集量分别为11.97mg/盆、14.59 mg/盆,地上、地下Zn富集量分别为136.37 mg/盆、69.32 mg/盆,地下Cd富集量为2.25 mg/盆,三种植物混种时地上Cd富集量高于其余两种混种方式。
张建锋[9]（2019）在《环境材料与植物对矿区土壤重金属迁移的影响研究》文中认为当前,矿区重金属污染土壤修复成为我国环境治理的重要方面。本文以内蒙古白云鄂博矿区重金属污染土壤为研究对象,通过矿区土壤-植物系统调查,分析了土壤重金属污染状况和形态分布特征,评价了生态风险状况;针对该矿区重金属污染土壤修复,采用乡土植物小叶锦鸡儿、紫花苜蓿和黑麦草开展了连续2年盆栽植物修复试验,研究微生物菌肥和富里酸两种环境材料对土壤重金属迁移的影响效果,筛选出环境材料的最佳修复用量参数;通过田间组块试验,研究环境材料联合灌草植物对矿区污染土壤重金属迁移的协同效果。为我国矿区土壤修复理论和实践提供一定参考。（1）白云鄂博矿区土壤重金属污染元素为Pb、Cu、Zn、Mn、Ni和As,其中Pb、As超过了国家土壤污染风险筛选值,未超过风险管制值;作为其它污染物类,Cu、Zn和Ni高于风险筛选值,均存在污染风险。主矿、东矿、尾矿库和排土场均为重度污染区,其中Pb、Zn为重度污染,Cu和Ni中度污染,As为轻微污染,Mn含量较高也可作为主要污染物;Pb、Zn和Mn主要以残渣态和可还原态分布,Cu、Cr、Ni和As形态以残渣态为主。土壤有机质、速效NPK和土壤阳离子交换量（CEC）较低,肥力较贫瘠。（2）矿区植被调查主要记录了 24种适生植物,以菊科为主,占物种总数的45.83%。不同植物地上部对重金属富集能力存在一定差异,蒙古莸、苍耳、沙冬青、芨芨草和草原霞草地上部分别对Pb、Cu、Zn、Mn和Ni富集能力较强,多数适生植物转运能力较强,可作为该矿区对上述5种重金属的适生植物修复材料。（3）通过连续2年盆栽试验探讨了微生物菌肥、富里酸两种环境材料联合植物对两种矿区污染土壤重金属迁移的影响及效果。矿区重金属污染土与植生土按1:1配置下进行植物修复效果较好,修复2年后,1:1配置土中Pb、Cu、Zn、Mn和Ni最快分别由修复前 1054.00、253.70、2440.00、7864.00 和 472.50mg/kg 降至 511.89、128.56、1271.16、5567.12和228.58mg/kg;两种环境材料单一和同时添加下,联合小叶锦鸡儿、紫花苜蓿和黑麦草修复对土壤中5种重金属迁移效果均较好,紫花苜蓿修复 2 年对 Pb、Cu、Zn、Mn 和 Ni 累积量最高分别为 11658.72、3159.77、31142.10、40863.84 和 6500.09μg/pot;单施中,添加（B5）100g/pot 或（B5）200g/m2 的微生物菌肥分别联合3种植物对5种重金属降低效率及萃取量整体较高,F3（150mg/L）的富里酸分别联合3种植物对5种重金属降低效率及萃取量整体较高:整体上混施比单施联合植物效果较好,100g/pot B+100mg/LF（T6）或 200g/m2B+100mg/LF（T6）,即BF高浓度+FA中浓度,联合植物对污染土壤重金属迁移的影响效果较好。（4）通过连续2年盆栽试验研究了两种环境材料单施、混施及其与3种植物修复重金属污染土壤的土壤肥力变化特征。两种配置土壤综合肥力指数IFI均随时间延长而提高,矿区重金属污染土与植生土按1:2配置下土壤综合肥力指数略高;混施效果明显,同时添加微生物菌肥和富里酸联合紫花苜蓿对矿区重金属污染土与植生土按土壤质量1:1和1:2配置土壤修复2年后,IFI分别较高为82.87、142.61,土壤肥力均由Ⅳ级变为Ⅱ级,土壤肥力状况良好;土壤pH随时间延长整体上出现降低,有机质、速效NPK随修复时间增加明显提高;混施中T5、T6处理下土壤中微生物数量增加明显,紫花苜蓿修复下整体提高细菌、真菌和放线菌数量较高;修复2年内,添加两种环境材料后,T5和T6处理下整体上明显促进3种植物生长。（5）灌草协同修复模式下田间组块试验效果可知,同时添加（200g/m2 BF+100mg/LFA）（T6）的微生物菌肥和富里酸与灌草联合修复重金属污染土壤,灌草修复2季地上部、总干重明显增加;土壤中5种重金属含量均出现不同程度的减少,Pb、Zn去除效果较好,平均降低率分别为37.32、35.74%;5种重金属形态发生了明显变化,表现为残渣态和可氧化态向可还原态、弱酸提取态转化;修复2季后的灌草体内5种重金属含量明显提高,Pb、Zn和Mn灌草地上部重金属平均含量较高。（200g/m2 BF+100mg/L FA）（T6）处理下每平方米灌草地上部对5种重金属平均总吸收量约为590.09mg/季。
胡文俐[10]（2019）在《山苍子幼苗对铅锌胁迫的响应》文中进行了进一步梳理在自然环境中,重金属铅和锌一般共存,因此很容易形成铅锌和其它元素的复合污染。目前,对修复铅锌重金属污染的超累积或富集植物做了较多筛选研究,但这些植物多因生物量小、生长速度慢,在实践应用中受到限制,导致修复铅锌重金属土壤效果不理想。樟科（Lauraceae）木姜子属植物山苍子（Litseacubeba（Lour.）Pers.）为中国南方重要能源和香料树种,具有生物量大、生长迅速、适应性好、地理分布广的特征。本课题组通过前期调查,发现山苍子在铅锌尾矿区生长良好,这表明其对铅锌具有较强的耐受性,具备作为重金属污染修复植物的基础。本研究采用盆栽试验,对山苍子一年生实生苗进行Pb2+、Zn2+胁迫,观测Pb2+、Zn2+单一和复合胁迫下植株的生长情况、实生苗根系形态结构的变化以及植株生理生化的变化;分析山苍子幼苗解剖结构与重金属累积特点;幼苗对主要矿质元素的吸收特性;探究山苍子幼苗对铅锌胁迫的响应特征。主要研究结果如下:（1）当单一 Pb2+浓度≤400mg·kg-1时,山苍子幼苗根系及地上部分的生长受到不同程度的促进作用。在P3处理下（Pb2+浓度为600mg.kg-1）,植株地上、根系生长均受到明显的抑制,此时幼苗地上、地下生物量较对照分别下降了 12.95%、13.86%。当单一 Zn2+≤200mg.kg-1时,幼苗各项生长指标与对照无显着差异（P>0.05）。在Pb2+-Zn2+复合≤200mg·kg-1浓度时,幼苗地上、地下指标均受到了轻微的促进作用。当Zn2+和Pb2+-Zn2+均大于400mg·kg-1时,植株生长较对照受到了显着的抑制作用（P<0.05）,且Zn2+对幼苗各项指标的抑制作用比在同离子浓度Pb2+处理下大,与此同时Pb2+-Zn2+胁迫对山苍子植株生长的抑制作用大于同离子浓度的单一Zn2+处理。高浓度的铅锌胁迫对山苍子植株的抑制作用大小依次为:Pb2+<Zn2+<Pb2+-Zn2+。（2）叶绿素（Chl）a含量在Pb2+、Zn2+单一处理下逐渐下降,在Pb2+-Zn2+复合胁迫下先增后减;Chlb、Chl（a+b）含量在Pb2+、Zn2+及Pb2+-Zn2+处理下均呈先升后降趋势,且Chl a/b值均低于对照;铅锌单一和复合处理下,Pn、Gs和Tr均随着浓度的增大呈先增后减的变化趋势。随着各处理浓度的增加,山苍子幼苗植株Gi上升,而Pn下降,幼苗光合作用下降是由非气孔因素导致的。山苍子幼苗叶片SOD、POD、CAT酶活性随着Pb2+、Zn2+及Pb2+-Zn2+浓度的增加先上升后下降,叶片中MDA含量则随着浓度增加逐渐上升;在高浓度Zn2+、Pb2+-Zn2+（浓度≥600mg·kg-1）胁迫下,叶片内的POD、CAT酶活性比同浓度单一Pb2+胁迫下更强,植物受到的损害更严重。随着Pb2+、Zn2+及Pb2+-Zn2+浓度的升高,幼苗叶片中可溶性糖、可溶性蛋白含量均呈先上升后下降的趋势,脯氨酸含量随着浓度的增大持续上升。（3）在Pb2+、Zn2+单一与复合不同浓度处理下,Pb2+、Zn2+在山苍子幼苗不同器官中的累积量存在差异,且与根系形态指标密切相关。Pb2+、Zn2+重金属在幼苗地上、地下部分的累积量与盆栽基质中Pb2+、Zn2+浓度之间相关性较大,其中幼苗地上部分Pb2+含量与Pb2+胁迫浓度呈极显着正相关,相关系数为0.935;根系中Zn2+的累积量与Zn2+胁迫浓度呈显着正相关关系,相关系数为0.738。Pb2+、Zn2+处理对山苍子幼苗根系形态的影响大小不同,Zn2+处理对山苍子幼苗根系形态指标的影响大于Pb2+对其根系形态指标的影响。山苍子幼苗根部对Pb2+耐受性较强,对Zn2+的耐受性略小于对Pb2+的耐受性。（4）Pb2+、Zn2+单一及Pb2+-Zn2+复合胁迫对幼苗体内N、P、K元素的平衡存在一定程度的影响。在Pb2+、Zn2+单一胁迫下,山苍子植株地上部分、根部中N含量均呈先增后减趋势;地上、地下P含量仅在Zn2+800mg·kg-1处理下低于对照,较对照分别减少了13.26%、13.80%。山苍子地上部分N、P含量均大于根系中N、P含量,植株中K含量则表现为根部高于地上部分。Pb2+单一处理下,地上K含量在Pb2+800mg.kg-1下显着低于对照（P<0.05）,根部中K含量在单一Pb2+处理下均显着高于对照组（P<0.05）。在Zn2+单一处理下,地上部分、根部KK含量最小值出现在Zn2+800mg·kg-1处理下,较对照分别下降了10.73%、5.26%。铅锌复合胁迫下,地上和根部中N含量总体呈现下降趋势;随着处理浓度的增大,地上部分P含量呈下降趋势,根部P含量先增后减;植株内地上、地下K含量均随着处理浓度的增大先增后减。（5）山苍子叶片的解剖结构结果显示,三种胁迫方式对幼苗叶片横切形态结构存在不同程度的影响。高浓度Pb2+、Zn2+单一及Pb2+-Zn2+胁迫下山苍子叶片厚度变薄,上、下表皮细胞体积减小,栅栏组织与海绵组织分化逐渐不明显,细胞结构疏松,栅海比下降。山苍子幼苗为了适应外界胁迫环境,叶肉组织、表皮形态均发生了不同程度的改变。
二、紫花苜蓿对铅污染土壤修复能力及其机理的研究（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、紫花苜蓿对铅污染土壤修复能力及其机理的研究（论文提纲范文）
（1）蚯蚓肥对铜锌污染土壤中紫花苜蓿生长及重金属累积的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究区概况 |
| 1.2 试验材料及小区布设 |
| 1.3 分析测定方法 |
| 1.4 统计与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 蚯蚓肥用量对紫花苜蓿株高和生物量的影响 |
| 2.2 蚯蚓肥用量对紫花苜蓿植株中铜和锌富集和转运特征的影响 |
| 2.3 蚯蚓肥用量对耕层土壤中重金属生物有效性的影响 |
| 2.4 蚯蚓肥用量对土壤性质的影响 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（2）土壤-水稻系统铅生物有效性预测及草酸青霉SL2对水稻铅累积调控机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 土壤重金属铅污染现状 |
| 1.1.1 铅的来源与危害 |
| 1.1.2 农田铅污染现状 |
| 1.2 土壤-作物系统中铅的生物有效性 |
| 1.2.1 铅等重金属生物有效性的表征方法 |
| 1.2.2 影响铅生物有效性的因素 |
| 1.2.3 铅等重金属生物有效性的评估模型 |
| 1.3 含磷材料在铅污染农田土壤修复中的应用 |
| 1.3.1 传统含磷材料修复 |
| 1.3.2 改性含磷材料修复 |
| 1.3.3 含磷材料-生物联合修复 |
| 1.4 解磷微生物在土壤-作物系统中的功能与应用 |
| 1.4.1 土壤解磷微生物分类 |
| 1.4.2 解磷微生物主要解磷机制 |
| 1.4.3 解磷微生物对农田重金属生物有效性的影响 |
| 1.5 立题依据、研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 立题依据 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2.不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 盆栽实验设计 |
| 2.2.2 样品采集与分析 |
| 2.2.3 数据统计 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 全生育期土壤溶液p H变化趋势 |
| 2.3.2 不同类型土壤中铅有效性差异 |
| 2.3.3 水稻各组织对铅吸收累积特性 |
| 2.3.4 水稻铅累积与土壤理化性质相关关系 |
| 2.3.5 不同类型土壤理化性质之间相关关系 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 稻田土壤铅形态转化特征 |
| 2.4.2 影响水稻铅吸收累积的主控因子 |
| 2.5 小结 |
| 3.土壤-水稻系统中铅生物有效性预测模型 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集与处理 |
| 3.2.2 样品测定与分析 |
| 3.2.3 建模与数据统计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 基于水稻根部铅富集的回归预测模型 |
| 3.3.2 基于水稻籽粒铅累积的回归预测模型 |
| 3.3.3 基于盆栽和大田样品的模型验证 |
| 3.3.4 稻田土壤铅安全阈值推导 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 影响模型预测效果的因素 |
| 3.4.2 模型推广与适用条件 |
| 3.5 小结 |
| 4.施磷对稻田土壤铅有效性的影响及相关机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 土壤培养实验设计 |
| 4.2.2 样品采集与测定 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤p H和Eh变化趋势 |
| 4.3.2 不同类型土壤中各提取态铅含量差异 |
| 4.3.3 土壤液相共存金属离子含量变化规律 |
| 4.3.4 土壤固相颗粒形貌与官能团特征 |
| 4.3.5 土壤胶体中元素分布及铅形态特征 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 施磷对土壤不同提取态铅含量变化的影响 |
| 4.4.2 施磷和淹水-落干对土壤胶体形成的影响 |
| 4.4.3 施磷对土壤胶体络合铅的影响 |
| 4.5 小结 |
| 5.耐铅真菌草酸青霉SL2 对水稻铅累积的调控机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤及菌株 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 样品采集与分析 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 土壤和水稻基本理化性质变化规律 |
| 5.3.2 不同处理下土壤中各提取态铅含量差异 |
| 5.3.3 不同处理下水稻对铅吸收累积特征 |
| 5.3.4 不同生育期SL2 的土壤解磷效应 |
| 5.3.5 不同处理下根表胶膜形成及铅富集情况 |
| 5.3.6 水稻籽粒铅累积与各项指标间相关关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 SL2 和淹水-落干对稻田土壤铅形态转化的影响 |
| 5.4.2 SL2 降低水稻籽粒铅累积的主要作用途径 |
| 5.5 小结 |
| 6.草酸青霉SL2 对稻田土壤真菌多样性的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试土壤 |
| 6.2.2 测序样品处理 |
| 6.2.3 统计分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 不同生育期下土壤中真菌物种群落组成差异 |
| 6.3.2 不同处理下土壤中真菌种群相对丰度变化趋势 |
| 6.3.3 环境因子对土壤真菌种群多样性的影响 |
| 6.3.4 不同处理下土壤功能基因丰度及代谢通路变化 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 SL2 施加和淹水-落干对稻田土壤真菌群落结构的影响 |
| 6.4.2 SL2 影响稻田土壤真菌种群丰度的主要作用途径 |
| 6.5 小结 |
| 7.研究结论、创新点及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.1.1 不同类型土壤-水稻系统中铅的迁移转化规律 |
| 7.1.2 土壤-水稻系统中铅生物有效性预测模型 |
| 7.1.3 施磷对稻田土壤铅有效性的影响及相关机制 |
| 7.1.4 解磷微生物草酸青霉SL2 对水稻铅累积的调控机制 |
| 7.1.5 草酸青霉SL2 对稻田土壤真菌多样性的影响 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 攻读博士期间主要成果 |
（3）野胡萝卜对锰胁迫的耐受性及其机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 1 绪论 |
| 1.1 锰污染概况与危害 |
| 1.2 土壤重金属植物修复技术与修复植物筛选 |
| 1.3 锰胁迫对植物的影响 |
| 1.3.1 锰对种子萌发的影响 |
| 1.3.2 锰对植物生长的影响 |
| 1.3.3 锰对植物的生理生化特征的影响 |
| 1.3.4 锰对植物解剖结构的影响 |
| 1.3.5 锰在植物体内的富集、赋存形态和亚细胞分布 |
| 1.4 植物对锰的分子响应机理 |
| 1.5 研究对象及内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 种子萌发 |
| 2.2.2 盆栽试验 |
| 2.3 测定内容与方法 |
| 2.3.1 种子萌发指标测定 |
| 2.3.2 生长指标测定 |
| 2.3.3 生理指标测定 |
| 2.3.4 叶片解剖结构的测定 |
| 2.3.5 锰含量测定 |
| 2.3.6 锰亚细胞组分测定 |
| 2.3.7 锰化学形态测定 |
| 2.3.8 野胡萝卜响应锰胁迫的转录组学研究 |
| 2.4 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 锰胁迫对野胡萝卜种子萌发的影响 |
| 3.2 锰胁迫对野胡萝卜生长的影响 |
| 3.2.1 锰胁迫对野胡萝卜生物量的影响 |
| 3.2.2 锰胁迫对野胡萝卜根系和叶片生长的影响 |
| 3.3 锰胁迫对野胡萝卜生理生化特征的影响 |
| 3.3.1 对叶绿素含量的影响 |
| 3.3.2 对抗氧化酶活性和渗透调节物质含量的影响 |
| 3.3.3 对丙二醛含量的影响 |
| 3.4 锰胁迫对野胡萝卜解剖结构的影响 |
| 3.4.1 锰胁迫对野胡萝卜叶片表皮、叶脉的影响 |
| 3.4.2 锰胁迫对野胡萝卜叶肉细胞的影响 |
| 3.5 锰胁迫对野胡萝卜锰富集特征的影响 |
| 3.5.1 锰富集特征 |
| 3.5.2 生物富集系数与转运系数 |
| 3.6 锰在野胡萝卜中的亚细胞分布及化学形态 |
| 3.6.1 锰在野胡萝卜中的亚细胞分布 |
| 3.6.2 锰在野胡萝卜中的化学形态 |
| 3.7 野胡萝卜响应锰胁迫的转录组学研究 |
| 3.7.1 转录组测序及数据组装 |
| 3.7.2 野胡萝卜转录组响应锰胁迫的差异表达基因功能注释 |
| 3.7.3 锰胁迫后野胡萝卜转录组差异表达基因的GO功能分类 |
| 3.7.4 锰胁迫后野胡萝卜转录组差异表达基因的KEGG功能分类 |
| 3.7.5 锰胁迫后野胡萝卜转录组差异表达基因的KEGG富集分析 |
| 3.7.6 重金属耐受性调控相关基因表达分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 锰胁迫对野胡萝卜种子萌发的影响 |
| 4.2 锰胁迫对野胡萝卜生长的影响 |
| 4.2.1 锰胁迫对野胡萝卜生物量的影响 |
| 4.2.2 锰胁迫对野胡萝卜根系和叶片生长情况的影响 |
| 4.3 锰胁迫对野胡萝卜生理特征的影响 |
| 4.3.1 对叶绿素含量的影响 |
| 4.3.2 对抗氧化酶活性和渗透调节物质含量的影响 |
| 4.3.3 对渗透调节物质含量的影响 |
| 4.3.4 对丙二醛含量的影响 |
| 4.4 锰胁迫对野胡萝卜解剖结构的影响 |
| 4.5 锰胁迫对野胡萝卜锰富集特征的影响 |
| 4.6 锰在野胡萝卜中的亚细胞分布及化学形态 |
| 4.6.1 锰在野胡萝卜中的亚细胞分布 |
| 4.6.2 锰在野胡萝卜中的化学形态 |
| 4.7 锰胁迫下野胡萝卜转录组测序及基因差异表达分析 |
| 5 结论 |
| 6 创新点和研究展望 |
| 6.1 创新点 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录A |
| 附录B |
| 致谢 |
（5）不同营养水平和EDDS联合诱导紫花苜蓿修复镉污染土壤研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.2 重金属污染土壤的植物修复技术 |
| 1.3 无机营养元素在植物修复中的应用 |
| 1.4 螯合剂在植物修复中的应用 |
| 1.5 紫花苜蓿的重金属污染土壤修复潜力 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 创新点 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 分析指标及其测定方法 |
| 2.3.1 样品采集及保存 |
| 2.3.2 植物生长指标测定 |
| 2.3.3 土壤样品p H的测定 |
| 2.3.4 土壤酶活性测定 |
| 2.3.5 土壤样品中Cd总量测定 |
| 2.3.6 植物样品中Cd总量测定 |
| 2.3.7 土壤Cd各形态含量的测定 |
| 2.4 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 无机营养对紫花苜蓿修复Cd污染土壤的影响 |
| 3.1.1 无机营养对紫花苜蓿生长及Cd积累的影响 |
| 3.1.2 无机营养处理对土壤Cd形态的影响 |
| 3.1.3 无机营养对紫花苜蓿修复Cd污染土壤效果的影响 |
| 3.1.4 无机营养对土壤理化性质的影响 |
| 3.2 EDDS对紫花苜蓿修复Cd污染土壤的影响 |
| 3.2.1 EDDS对紫花苜蓿生长及Cd积累的影响 |
| 3.2.2 EDDS对土壤Cd形态的影响 |
| 3.2.3 EDDS对紫花苜蓿修复Cd污染土壤效果的影响 |
| 3.2.4 EDDS对土壤理化性质的影响 |
| 3.3 无机营养与EDDS联合对紫花苜蓿修复Cd污染土壤的影响 |
| 3.3.1 无机营养联合EDDS对紫花苜蓿生长及Cd积累的影响 |
| 3.3.2 无机营养联合EDDS对土壤Cd形态的影响 |
| 3.3.3 无机营养联合EDDS对紫花苜蓿修复Cd污染土壤效果的影响 |
| 3.3.4 无机营养联合EDDS对土壤理化性质的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 无机营养联合EDDS对紫花苜蓿生长及Cd积累的影响 |
| 4.2 无机营养联合EDDS对土壤Cd形态变化的影响 |
| 4.3 无机营养联合EDDS诱导紫花苜蓿修复Cd污染土壤效果评价 |
| 5 结论 |
| 6 存在的问题与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（6）复合微生物菌剂的构建及其对铁尾矿铅镉污染土壤的修复效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 铁尾矿污染与危害 |
| 1.1.1 我国铁尾矿资源与污染现状 |
| 1.1.2 铅镉的危害 |
| 1.2 铁尾矿土壤重金属污染修复方法概述 |
| 1.2.1 物理修复方法概述 |
| 1.2.2 化学修复方法概述 |
| 1.2.3 生物修复方法概述 |
| 1.3 复合菌剂在重金属生物修复中的应用 |
| 1.4 研究目的、意义及技术路线 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 铅镉耐受菌株的分离筛选与鉴定 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.3 实验仪器与试剂 |
| 2.3.1 试剂 |
| 2.3.2 仪器与设备 |
| 2.3.3 培养基 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 尾矿土壤样品理化性质的测定 |
| 2.4.2 铅、镉耐受菌分离驯化与纯化 |
| 2.4.3 菌株鉴定 |
| 2.4.4 铅镉耐受菌株生长能力测定 |
| 2.4.5 菌株对铅镉的去除效果研究 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 采样土壤理化性质 |
| 2.5.2 耐受菌株的菌落形态 |
| 2.5.3 耐受菌株的鉴定 |
| 2.5.4 菌株在铅镉胁迫下的生长能力 |
| 2.5.5 铅镉耐受菌株的重金属去除能力 |
| 2.6 小结 |
| 3 复合菌剂构建及去除铅镉效果研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 供试菌株 |
| 3.2.2 培养基和试剂 |
| 3.2.3 实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 铅镉耐受菌株拮抗实验 |
| 3.3.2 复合菌剂条件优化 |
| 3.3.3 复合菌剂铅镉去除率 |
| 3.3.4 复合菌剂对其他重金属抗性实验 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 铅镉耐受菌株相互拮抗作用 |
| 3.4.2 复合菌剂条件优化 |
| 3.4.3 复合菌剂的铅镉去除率 |
| 3.4.4 复合菌剂重金属抗性谱 |
| 3.5 小结 |
| 4 菌株的铅镉吸附性能及吸附机制初探 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 供试菌株与培养基 |
| 4.2.2 实验试剂 |
| 4.2.3 实验仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 菌株的生长情况测定 |
| 4.3.2 菌悬液的制备 |
| 4.3.3 吸附动力学实验 |
| 4.3.4 吸附等温线实验 |
| 4.3.5 Cd~(2+)、Pb~(2+)在菌株中不同位置的分布 |
| 4.3.6 扫描电镜和能谱分析 |
| 4.3.7 菌株的红外光谱分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 菌株P2-Z、C2-Z的生长情况 |
| 4.4.2 吸附动力学曲线 |
| 4.4.3 菌株的吸附容量 |
| 4.4.4 吸附等温曲线 |
| 4.4.5 Cd~(2+)、Pb~(2+)在菌株中不同位置的分布 |
| 4.4.6 菌体吸附铅镉前后表面形态分析 |
| 4.4.7 菌体吸附铅镉前后官能团的变化 |
| 4.5 小结 |
| 5 复合菌剂对尾矿土壤重金属污染的修复效果研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验材料 |
| 5.2.1 供试土壤 |
| 5.2.2 供试菌株 |
| 5.2.3 实验试剂 |
| 5.2.4 实验仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 土壤样品处理 |
| 5.3.2 复合菌剂的制备 |
| 5.3.3 土壤接菌处理 |
| 5.3.4 重金属含量测定 |
| 5.3.5 土壤酶活性的测定 |
| 5.3.6 土壤可培养微生物数量测定 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 土壤中铅镉的形态变化 |
| 5.4.2 土壤酶活性变化 |
| 5.4.3 土壤可培养微生物数量变化 |
| 5.5 小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（7）载硫铁生物炭-硫杆菌联合调控土壤铅形态和植物有效性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 铅污染土壤修复技术研究现状 |
| 1.2.1 土壤铅污染来源 |
| 1.2.2 土壤铅的固定 |
| 1.2.3 土壤铅的去除 |
| 1.3 土壤铅的植物有效性 |
| 1.3.1 土壤铅形态 |
| 1.3.2 土壤铅植物有效性 |
| 1.4 微生物对土壤铅的作用 |
| 1.5 生物炭在土壤铅修复中的应用 |
| 1.5.1 生物炭特征 |
| 1.5.2 生物炭对土壤的作用 |
| 1.5.3 生物炭对土壤微生物的作用 |
| 1.5.4 生物炭对修复植物的作用 |
| 1.6 研究目的和研究内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 2.实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料与试剂 |
| 2.2 实验仪器与设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 载硫铁生物炭富集硫杆菌研究 |
| 2.3.2 硫杆菌和载铁硫生物炭促进土壤铅形态转化效能和机制研究 |
| 2.3.3 载铁硫生物炭和硫杆菌促进土壤铅的生物可利用性机制研究 |
| 2.4 表征和分析方法 |
| 3.载硫铁生物炭对硫杆菌的富集和机制研究 |
| 3.1 硫杆菌的培养 |
| 3.1.1 微生物群落结构分析 |
| 3.1.2 硫杆菌培养过程中对FeS_2的氧化作用 |
| 3.2 载铁硫生物炭制备及表征 |
| 3.2.1 FeSO_4浸渍木屑热解过程 |
| 3.2.2 热解温度对FeSO_4浸渍木屑碳化产物物相的影响 |
| 3.2.3 FeSO_4浸渍浓度优化 |
| 3.3 载硫铁生物炭富集硫杆菌作用 |
| 3.3.1 载硫铁生物炭对微生物的富集 |
| 3.3.2 微生物富集过程pH和ORP的变化 |
| 3.3.3 微生物富集过程中Fe~(3+)和Ca~(2+)的释放 |
| 3.4 载铁硫生物炭富集硫杆菌作用机制 |
| 3.4.1 载铁硫生物炭吸附硫杆菌机理 |
| 3.4.2 载铁硫生物炭结构富集硫杆菌机理 |
| 3.5 小结 |
| 4.硫杆菌和载铁硫生物炭促进土壤铅形态转化效能和机制研究 |
| 4.1 载铁硫生物炭和硫杆菌施加对土壤微生物群落结构的影响 |
| 4.1.1 土壤微生物多样性和丰度分析 |
| 4.1.2 土壤微生物群落结构分析 |
| 4.2 载铁硫生物炭和硫杆菌施加对土壤pH和Eh的影响 |
| 4.2.1 土壤pH的变化 |
| 4.2.2 土壤Eh的变化 |
| 4.3 载铁硫生物炭和硫杆菌施加对土壤结构的影响 |
| 4.3.1 土壤官能团变化 |
| 4.3.2 土壤物相结构变化 |
| 4.4 载铁硫生物炭和硫杆菌施加对土壤营养成分的影响 |
| 4.5 载铁硫生物炭和硫杆菌施加对土壤铅形态的影响 |
| 4.5.1 土壤铅形态变化 |
| 4.5.2 硫杆菌对土壤铅的作用 |
| 4.5.3 载铁硫生物炭对土壤中铅的作用 |
| 4.5.4 硫杆菌氧化产物对土壤铅的作用 |
| 4.6 小结 |
| 5.载铁硫生物炭和硫杆菌促进土壤铅的植物可利用性机制研究 |
| 5.1 根际微生物群落结构变化 |
| 5.1.1 根际土壤微生物多样性和丰度分析 |
| 5.1.2 根际土壤微生物群落结构分析 |
| 5.2 载铁硫生物炭和硫杆菌协同黑麦草对土壤理化性质的作用 |
| 5.3 载铁硫生物炭和硫杆菌施加对黑麦草生物富集铅效能的影响 |
| 5.3.1 土壤铅形态的变化 |
| 5.3.2 植物根系分泌有机酸对土壤铅的活化作用 |
| 5.3.3 黑麦草生物富集铅的效能 |
| 5.4 小结 |
| 6.结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 研究创新点 |
| 6.3 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
（8）三种草本植物对铅-锌-镉污染的修复效果比较研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.2.2 重金属污染的植物修复技术 |
| 1.2.3 贵州铅锌矿区污染土壤修复情况 |
| 1.2.4 多年生黑麦草对铅锌镉的修复作用 |
| 1.2.5 白三叶对铅锌镉的修复作用 |
| 1.2.6 紫花苜蓿对铅锌镉的修复作用 |
| 1.2.7 豆科-禾本科混种体系的植物修复 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试植物 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 试验设计 |
| 2.2.2 盆栽试验 |
| 2.2.3 测定内容及方法 |
| 2.3 数据处理 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 不同混种方式下铅锌镉污染对植物的毒性效应 |
| 3.1.1 不同混种方式下铅锌镉污染对植物生物量的影响 |
| 3.1.2 不同混种方式下铅锌镉污染对植物根系的影响 |
| 3.1.3 不同混种方式下铅锌镉污染对植物生理生化指标的影响 |
| 3.1.4 不同混种方式下铅锌镉污染对植物碳氮磷的影响 |
| 3.2 不同混种方式下植物巯基化合物对铅锌镉污染的应答情况 |
| 3.2.1 不同混种方式下植物谷胱甘肽含量变化 |
| 3.2.2 不同混种方式下植物半胱氨酸含量变化 |
| 3.2.3 不同混种方式下植物非蛋白巯基含量变化 |
| 3.3 不同混种方式下植物对铅锌镉的积累特性 |
| 3.3.1 不同混种方式下植物体铅锌镉积累及分布特征 |
| 3.3.2 不同混种方式下植物对铅锌镉生物富集量 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 不同混种方式下重金属污染对植物的毒性效应 |
| 4.1.1 不同混种方式下重金属污染对植物生长特性的影响 |
| 4.1.2 不同混种方式下重金属污染对植物生理指标的影响 |
| 4.1.3 不同混种方式下重金属污染对植物碳、氮、磷的影响 |
| 4.2 不同混种方式下植物巯基化合物对重金属污染的应答情况 |
| 4.3 不同混种方式下植物对铅锌镉的积累特性 |
| 第五章 结论 |
| 第六章 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（9）环境材料与植物对矿区土壤重金属迁移的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 研究背景及进展 |
| 1.1 矿区重金属污染土壤修复研究进展 |
| 1.1.1 重金属污染土壤修复国内外现状 |
| 1.1.2 重金属污染土壤修复主要技术 |
| 1.1.3 植物修复机理 |
| 1.1.4 矿山生态修复土壤改良 |
| 1.1.5 重金属土壤修复技术存在的问题 |
| 1.2 环境修复材料国内外研究进展 |
| 1.2.1 微生物菌肥国内外研究进展 |
| 1.2.2 腐殖酸国内外研究进展 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 2 研究内容与方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.1.1 土壤重金属污染现状调查与评价 |
| 2.1.2 重金属污染土壤适生植物筛选 |
| 2.1.3 环境材料与植物对污染土壤重金属迁移的影响效果 |
| 2.1.4 环境材料与植物对重金属污染土壤改良效果影响 |
| 2.1.5 环境材料与灌草协同对污染土壤重金属迁移效果分析 |
| 2.2 试验材料与仪器设备 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 药品与仪器 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 土壤样品测定方法 |
| 2.3.2 植物样品测定方法 |
| 2.3.3 土壤重金属污染评价方法与标准 |
| 2.3.4 土壤肥力评价方法与评价标准 |
| 2.3.5 数据处理方法 |
| 2.4 技术路线图 |
| 3 矿区土壤重金属污染及肥力状况调查与评价 |
| 3.1 采样区概况与样品采集 |
| 3.2 污染特征分析 |
| 3.3 形态分布特征 |
| 3.4 污染评价 |
| 3.4.1 环境质量评价 |
| 3.4.2 潜在生态风险评价 |
| 3.4.3 形态污染风险评价 |
| 3.5 污染空间分析 |
| 3.5.1 重金属浓度分析 |
| 3.5.2 综合污染指数分析 |
| 3.6 土壤肥力评价 |
| 3.6.1 理化性质分析 |
| 3.6.2 肥力综合评价 |
| 3.7 重金属形态和土壤理化性质相关性 |
| 3.8 小结与讨论 |
| 3.8.1 矿区土壤环境及肥力小结 |
| 3.8.2 矿区土壤环境及肥力讨论 |
| 4 矿区重金属污染土壤主要适生植物筛选 |
| 4.1 植物调查与样品采集 |
| 4.2 植物种类组成与生物量 |
| 4.3 适生植物根际土壤重金属含量 |
| 4.4 植物体内重金属含量与累积量 |
| 4.4.1 植物地上与地下部重金属含量 |
| 4.4.2 植物地上部金属总累积量 |
| 4.5 植物富集系数和转运系数 |
| 4.6 小结与讨论 |
| 4.6.1 矿区选择性富集较高的适生植物筛选小结 |
| 4.6.2 矿区选择性富集较高的适生植物筛选讨论 |
| 5 微生物菌肥-植物对污染土壤重金属迁移效果分析 |
| 5.1 试验设计 |
| 5.2 对土壤重金属含量降低的影响 |
| 5.3 对土壤重金属形态分布的影响 |
| 5.4 对植物体内重金属吸收和累积量的影响 |
| 5.4.1 植物地上部、根部重金属浓度 |
| 5.4.2 植物地上部重金属累积量 |
| 5.5 植物富集系数和转运系数 |
| 5.6 小结与讨论 |
| 5.6.1 微生物菌肥-植物对污染土壤重金属迁移效果小结 |
| 5.6.2 微生物菌肥-植物对污染土壤重金属迁移效果讨论 |
| 6 富里酸-植物对污染土壤重金属迁移效果分析 |
| 6.1 试验设计 |
| 6.2 对土壤重金属含量降低的影响 |
| 6.3 对土壤重金属形态分布的影响 |
| 6.4 对植物体内重金属吸收和累积量的影响 |
| 6.4.1 植物地上部和根部重金属浓度 |
| 6.4.2 植物地上部重金属累积量 |
| 6.5 植物富集系数和转运系数 |
| 6.6 小结与讨论 |
| 6.6.1 富里酸-植物对污染土壤重金属迁移效果小结 |
| 6.6.2 富里酸-植物对污染土壤重金属迁移效果讨论 |
| 7 微生物菌肥-富里酸-植物对污染土壤重金属迁移效果分析 |
| 7.1 试验设计 |
| 7.2 对土壤重金属含量降低的影响 |
| 7.3 对土壤重金属形态分布的影响 |
| 7.4 对植物体内重金属吸收和累积量的影响 |
| 7.4.1 植物地上部和根部重金属浓度 |
| 7.4.2 植物地上部重金属累积量 |
| 7.5 植物富集系数和转运系数 |
| 7.6 环境材料-植物对污染土壤重金属迁移影响效果综合分析 |
| 7.7 小结与讨论 |
| 7.7.1 微生物菌肥-富里酸-植物对污染土壤重金属迁移效果小结 |
| 7.7.2 微生物菌肥-富里酸-植物对污染土壤重金属迁移效果讨论 |
| 8 环境材料-植物联合对重金属污染土壤的改良效果研究 |
| 8.1 试验设计 |
| 8.2 修复土壤肥力评价 |
| 8.2.1 修复1年土壤肥力评价 |
| 8.2.2 修复2年土壤肥力评价 |
| 8.2.3 土壤肥力指标的动态变化 |
| 8.3 修复后土壤微生物数量分析 |
| 8.3.1 修复1年土壤微生物数量 |
| 8.3.2 修复2年土壤微生物数量 |
| 8.3.3 土壤微生物数量增幅变化 |
| 8.4 各修复处理对植物生长的影响 |
| 8.4.1 修复1年植物生长状况 |
| 8.4.2 修复2年植物生长状况 |
| 8.5 环境材料改良矿区土壤肥力-植物综合影响分析 |
| 8.6 小结与讨论 |
| 8.6.1 环境材料-植物联合改良效果小结 |
| 8.6.2 环境材料-植物联合改良效果讨论 |
| 9 环境材料与灌草协同对矿区污染土壤重金属迁移效果研究 |
| 9.1 试验设计 |
| 9.2 对灌草生物量的影响 |
| 9.3 对土壤重金属降低率的影响 |
| 9.4 对土壤重金属形态分布的影响 |
| 9.5 灌草体内重金属含量与总吸收量 |
| 9.6 小结与讨论 |
| 9.6.1 环境材料与灌草协同迁移影响效果小结 |
| 9.6.2 环境材料与灌草协同迁移影响效果讨论 |
| 10 结论与展望 |
| 10.1 主要结论 |
| 10.2 创新点 |
| 10.3 植物收获后利用建议 |
| 10.4 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
（10）山苍子幼苗对铅锌胁迫的响应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 铅锌土壤污染 |
| 1.1.2 山苍子特性 |
| 1.2 重金属土壤污染修复研究进展 |
| 1.2.1 重金属土壤污染修复技术发展过程 |
| 1.2.2 重金属污染土壤修复技术 |
| 1.3 植物对重金属污染土壤的修复 |
| 1.3.1 植物修复重金属土壤污染技术 |
| 1.3.2 重金属Pb、Zn累积植物 |
| 1.4 植物对重金属胁迫的响应 |
| 1.4.1 重金属对植物个体生长发育的影响 |
| 1.4.2 重金属对植物生理水平的影响 |
| 1.4.3 重金属对植物解剖结构的影响 |
| 1.4.4 植物对重金属的富集作用 |
| 1.5 研究的目的和意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.6.1 铅锌单一及复合胁迫对山苍子营养生长的影响 |
| 1.6.2 铅锌单一及复合处理对山苍子生理生化指标的影响 |
| 1.6.3 铅锌单一及复合处理对山苍子叶片解剖结构的影响 |
| 1.6.4 铅锌单一及复合处理对山苍子体内铅锌含量以及营养元素吸收的影响 |
| 1.7 项目支撑 |
| 1.8 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 盆栽试验 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 主要仪器 |
| 2.2.4 生长参数测定 |
| 2.2.5 生理指标测定 |
| 2.2.6 铅锌重金属及主要营养元素含量测定 |
| 2.2.7 叶片解剖结构的测定 |
| 2.3 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 铅锌胁迫对山苍子幼苗生长的影响 |
| 3.1.1 铅锌胁迫对山苍子幼苗地上生长的影响 |
| 3.1.2 铅锌胁迫对山苍子幼苗根系生长的影响 |
| 3.1.3 铅锌胁迫下山苍子幼苗的耐性指数 |
| 3.2 铅锌胁迫对山苍子幼苗生理生化的影响 |
| 3.2.1 铅锌胁迫对山苍子幼苗光合生理的影响 |
| 3.2.2 铅锌胁迫对山苍子幼苗抗氧化酶活性和丙二醛含量的影响 |
| 3.2.3 铅锌胁迫对山苍子幼苗体内渗透调节物质含量的影响 |
| 3.2.4 各指标之间的相关性 |
| 3.3 铅锌胁迫对山苍子幼苗体内重金属累积量的影响 |
| 3.3.1 山苍子对铅锌的吸收与分配 |
| 3.3.2 山苍子根系形态指标与铅锌胁迫浓度及幼苗体内重金属含量的相关性分析 |
| 3.3.3 铅锌胁迫对山苍子转运能力的影响 |
| 3.3.4 铅锌胁迫对山苍子幼苗体内营养元素含量的影响 |
| 3.4 铅锌胁迫对山苍子幼苗叶片解剖结构的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 铅锌胁迫对山苍子幼苗生长的影响 |
| 4.1.1 铅锌胁迫对山苍子幼苗地上生长的影响 |
| 4.1.2 铅锌胁迫对山苍子幼苗地下生长的影响 |
| 4.2 铅锌胁迫对山苍子幼苗生理生化的影响 |
| 4.2.1 铅锌胁迫对山苍子幼苗光合生理的影响 |
| 4.2.2 铅锌胁迫对山苍子幼苗抗氧化酶活性的影响 |
| 4.2.3 铅锌胁迫对山苍子幼苗膜脂过氧化的影响 |
| 4.2.4 铅锌胁迫对山苍子幼苗渗透调节物质的影响 |
| 4.3 铅锌胁迫对山苍子幼苗体内重金属和营养元素含量的影响 |
| 4.3.1 铅锌胁迫对山苍子体内重金属累积的影响 |
| 4.3.2 铅锌胁迫对山苍子幼苗营养元素吸收的影响 |
| 4.4 铅锌胁迫对山苍子幼苗解剖结构的影响 |
| 5 结论 |
| 5.1 铅锌胁迫对山苍子幼苗生长的影响 |
| 5.2 铅锌胁迫对山苍子幼苗生理生化的影响 |
| 5.2.1 铅锌胁迫对山苍子幼苗光合生理的影响 |
| 5.2.2 铅锌胁迫对山苍子幼苗抗氧化系统的影响 |
| 5.2.3 铅锌胁迫对山苍子幼苗渗透调节物质的影响 |
| 5.3 铅锌胁迫对山苍子幼苗体内重金属和营养元素含量的影响 |
| 5.3.1 铅锌胁迫对山苍子幼苗体内重金属累积的影响 |
| 5.3.2 铅锌胁迫对山苍子幼苗营养元素吸收的影响 |
| 5.4 铅锌胁迫对山苍子幼苗解剖结构的影响 |
| 6 创新点及有待研究的问题 |
| 6.1 创新点 |
| 6.2 有待研究的问题 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读学位期间的主要学术成果 |
| 致谢 |
四、紫花苜蓿对铅污染土壤修复能力及其机理的研究（论文参考文献）
- [1]蚯蚓肥对铜锌污染土壤中紫花苜蓿生长及重金属累积的影响[J]. 贾亚敏,刘伟,王琪,张永波,王建武,杨永亮,李京玲. 山西农业大学学报(自然科学版), 2021(05)
- [2]土壤-水稻系统铅生物有效性预测及草酸青霉SL2对水稻铅累积调控机制[D]. 徐俏. 浙江大学, 2021
- [3]野胡萝卜对锰胁迫的耐受性及其机理研究[D]. 匡雪韶. 中南林业科技大学, 2021(02)
- [4]锰渣–土壤混合基质上黑麦草和紫花苜蓿生长状况及其对锰的累积特征[J]. 敖慧,刘方,朱健,陈祖拥. 草业科学, 2021(04)
- [5]不同营养水平和EDDS联合诱导紫花苜蓿修复镉污染土壤研究[D]. 吴仁杰. 兰州交通大学, 2021(02)
- [6]复合微生物菌剂的构建及其对铁尾矿铅镉污染土壤的修复效果研究[D]. 张璐. 兰州交通大学, 2021(02)
- [7]载硫铁生物炭-硫杆菌联合调控土壤铅形态和植物有效性研究[D]. 叶俊沛. 北京林业大学, 2020(03)
- [8]三种草本植物对铅-锌-镉污染的修复效果比较研究[D]. 徐彦红. 贵州大学, 2019(05)
- [9]环境材料与植物对矿区土壤重金属迁移的影响研究[D]. 张建锋. 北京林业大学, 2019(04)
- [10]山苍子幼苗对铅锌胁迫的响应[D]. 胡文俐. 中南林业科技大学, 2019(01)