一、钕及其配合物对重金属铅污染植物的缓解作用（论文文献综述）
徐俏[1]（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》文中研究指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。
马文杰[2]（2021）在《6个八仙花品种对重金属铅富集能力的比较研究》文中研究表明随着社会生态意识的逐步提高,土壤的重金属污染问题已经成为人民关注的重点环境问题。重金属铅即使在低浓度下也具有较高的生物毒性且在土壤中不能被自然分解,长期存在于土壤当中会改变土壤理化特性,降低生物活性,并随着生物链蓄积,进而对生物多样性和人类健康构成严重威胁。植物修复技术运用自然生长或人工种植的植物修复重金属污染的土壤,相比其他传统修复技术具有廉价高效、绿色美观、可持续等优点。八仙花（Hydrangea）不仅花大色艳,生长旺盛,且适应力强,兼具观赏价值和生态价值,在重金属污染土壤的植物修复方面具有较高潜力。本研究以6个八仙花品种为试验材料,根据土壤重金属铅污染标准,设置了5个铅浓度,进行铅胁迫的温室盆栽试验。通过测定低、中、高浓度重金属铅胁迫下6个八仙花品种在富集周期内的形态特征、生长响应指标（包括株高、根长、生物量、花性状、叶片数）、生理反应指标（包括叶绿素、丙二醛、抗氧化酶活性）以及重金属铅富集转运指标的变化情况,探究6个八仙花品种在不同浓度铅胁迫下的生长、生理特征以及对重金属铅的富集与转运特征,旨在比较6个八仙花品种对重金属铅富集能力的高低,并为八仙花资源用于重金属铅污染的植物修复提供理论参考。主要研究结论如下:（1）生长响应方面:6个八仙花品种在所有铅处理下均未出现任何明显的铅毒害症状,且株高相比对照均未显着降低;低浓度铅处理（100-200mg/kg）对‘无尽夏’,‘经典红’以及‘爱莎’品种的根长有显着的促进作用;高浓度铅处理下（800-1600mg/kg）,6个八仙花品种的叶片数相比对照均未显着减少,其中‘波登湖’品种的叶片数相比对照显着增加;此外,高浓度重金属铅处理对6个八仙花品种的花序直径影响不同。总体来看,虽然不同浓度铅处理对6个八仙花品种的各项生长指标影响不同,但6个八仙花品种在形态特征和生长响应方面对重金属铅胁迫均表现出较强的耐受性。通过计算各主成分的典型指标及隶属函数综合分析,得出6个八仙花品种在生长响应方面对重金属铅的耐受性强弱依次为:‘爱莎’﹥‘经典红’﹥‘无尽夏’﹥‘波登湖’﹥‘猫眼石’﹥‘阿尔卑斯’。（2）生理反应方面:随着重金属铅胁迫程度的不断加剧,6个八仙花品种的丙二醛（MDA）含量总体上均呈现先减少后增加再降低的趋势,然而6个八仙花品种受到的膜脂过氧化损伤程度各不相同;在抗氧化系统响应方面,‘无尽夏’品种的过氧化物酶（POD）活性在所有铅处理下相比对照均显着降低,其抗氧化能力相对较差;在800mg/kg的铅处理下,‘爱莎’,‘阿尔卑斯’,‘猫眼石’品种的POD活性相比对照均显着升高,可能与抗氧化酶系统抵御重金属铅胁迫造成的氧化损伤相关;光合色素方面,‘经典红’,‘阿尔卑斯’和‘波登湖’品种在所有铅处理下的总叶绿素含量相比对照均有不同程度的增加,且随着铅胁迫浓度的提高,6个八仙花品种的总叶绿素含量相比对照均未显着减少。（3）重金属铅富集转运特征:6个八仙花品种对重金属铅的积累和转运能力各不相同,但6个八仙花品种地下部积累铅的能力均高于地上部,且由地下部转运重金属铅到地上部的能力均较弱。根据国家土壤环境质量标准（GB15618-1995）与铅富集植物筛选方法,初步判定6个八仙花品种可作为铅富集植物应用于重金属铅污染地区的植物修复与景观美化。此外,高浓度铅处理下（800-1600mg/kg）,6个八仙花品种的地下部铅含量相比对照均显着增加;随着土壤中铅浓度的不断升高,6个八仙花品种的地上部和地下部铅富集量总体上均呈递增趋势。通过Q型聚类分析,在相对距离为10时,可将6个八仙花品种分为以下三类:第一类:高铅积累类:有‘经典红’、‘波登湖’、‘猫眼石’;第二类:中等铅积累类:有‘无尽夏’;第三类:低铅积累类:有‘爱莎’、‘阿尔卑斯’
徐熙[3]（2020）在《不同改良剂配施对土壤铅有效性及小白菜生长的影响》文中进行了进一步梳理我国工农业发展所引起的农田土壤重金属污染问题日益突出,重金属污染农田土壤的修复与改良备受关注,寻求修复效果稳定、高效且价廉易得的土壤改良剂尤为重要。近年来,生物炭作为一种新型的污染土壤修复材料受到广泛研究和应用,但将生物炭与其他改良剂配施的相关研究较少,且主要针对水中重金属离子的去除,生物炭配施其他改良剂修复重金属污染土壤的效果和机制研究还鲜有报道。本文以降低铅污染土壤中有效态Pb含量、减少植物吸收Pb为目标,以生物炭、贝壳粉和木醋液为改良剂,采用原位化学钝化技术,开展小白菜盆栽试验,分析测定土壤p H值、土壤有效态Pb含量、小白菜地上部Pb含量、小白菜鲜重和株高、小白菜叶片叶绿素含量及丙二醛含量等指标,探讨不同改良剂配施降低土壤Pb有效性的修复效果,得到的主要结果和结论如下:（1）添加3种改良剂均能降低土壤有效态Pb含量,生物炭与贝壳粉或木醋液配施的效果均优于单施。与不施改良剂的对照相比,生物炭-贝壳粉配施处理组土壤有效态Pb含量降低29.07%～43.27%,5%生物炭和5%贝壳粉配施处理效果最佳;生物炭-木醋液配施处理组土壤有效态Pb含量降低2.98%～30.41%,5%生物炭和0.2%木醋液配施处理效果最佳。（2）添加3种改良剂均能抑制小白菜对Pb的吸收,促进小白菜生长,生物炭与贝壳粉或木醋液配施的效果均优于单施。与不施改良剂的对照相比,生物炭-贝壳粉配施处理组小白菜地上部Pb含量降低29.07%～43.27%,株高、鲜重分别增加25.57%～43.11%和27.37%～58.44%,5%生物炭和5%贝壳粉配施处理效果最佳;生物炭-木醋液配施处理组小白菜地上部Pb含量降低2.98%～30.41%,株高、鲜重分别增加17.79%～39.30%和31.59%～76.80%,5%生物炭和0.2%木醋液配施处理效果最佳。（3）添加3种改良剂均能降低小白菜叶绿体受害程度,缓解铅胁迫条件下小白菜细胞膜脂过氧化危害,生物炭与贝壳粉或木醋液配施的效果均优于单施。与不施改良剂的对照相比,生物炭-贝壳粉配施处理组小白菜叶片叶绿素含量增加29.07%～43.27%、丙二醛含量降低30.37%～49.63%,5%生物炭和5%贝壳粉配施处理效果最佳;生物炭-木醋液配施处理组小白菜叶片叶绿素含量增加2.98%～30.41%、丙二醛含量降低29.26%～54.11%,5%生物炭和0.2%木醋液配施处理效果最佳。综上所述,与单施3种改良剂相比,生物炭与贝壳粉或木醋液配施均可更有效地降低土壤有效态Pb含量及小白菜地上部Pb含量,本研究得到的较优配比分别为5%生物炭和5%贝壳粉配施或5%生物炭和0.2%木醋液配施,后者效果更佳。
王倩[4]（2020）在《蜂胶黄酮对小鼠铅中毒的保护作用及其机制研究》文中认为铅是一种有毒且不可生物降解的重金属元素,因其在不同行业的广泛应用成为影响环境和人类健康的主要威胁之一。长期与铅的接触会对神经、血液、消化等系统产生不利影响,最终导致严重的疾病。因此,铅中毒的治疗一直是科学家们研究的热点。目前,临床主要采用毒性小的二巯丁二酸（DMSA）和2,3-二巯基丙磺酸钠（DMPS）治疗重度铅中毒,而对于中、轻度铅中毒则建议采用天然物质进行治疗和预防,因此寻找安全且具有生理功效的天然产物或药物显得尤为重要。黄酮类化合物是自然界广泛存在的植物次生代谢产物,具有强抗氧化、抗炎、增强免疫等药用功效。蜂胶是一种可用于保健食品的天然产物,因以黄酮化合物为主要有效成分而具有多种生物活性。为了充分开发利用蜂胶资源,本文以蜂胶中常见黄酮类化合物为主要研究对象,通过密度泛函理论和实验分析筛选抗氧化活性强的黄酮类化合物,并以其为代表探究黄酮对铅诱导小鼠肝肾组织损伤的预防性保护作用及机制,以及对肠道菌群紊乱的调节作用。此外,选择蜂胶为材料,研究了蜂胶乙醇提取物对铅诱导小鼠的预防性保护作用。主要研究内容如下:1.采用NBO电荷、解离能和概念DFT等方法,探究蜂胶中常见黄酮类化合物对金属离子配位以及自由基清除的能力。结果表明,杨梅素、槲皮素和木犀草素分子中邻苯二酚结构的羟基H原子具有多的正电荷分布和较小的解离能值易于被自由基进攻和夺取。同时,三种化合物分子均具有较低的分子轨道能隙而且羟基O原子上分布有较多的负电荷,利于与金属离子（M）发生反应并形成稳定的M-O键。2.采用光谱表征、抗氧化能力测定等方法,研究杨梅素、槲皮素和木犀草素的抗氧化能力以及与Pb（Ⅱ）的配位作用。结果表明,杨梅素分子的HOMO轨道在整个分子体系具有较好的分散性,利于与Pb（Ⅱ）之间发生L→M电荷转移,使其UV-Vis光谱显着红移52 nm。根据CDA分析结果可知,杨梅素分子可以向Pb（Ⅱ）的空轨道提供0.549电子,形成稳定的Pb-O键,使其红外光谱在729 cm-1处出现强的ν（Pb-O）。此外,通过FRAP、ABTS和DPPH等方法分析结果表明,杨梅素具有强的铁还原能力和自由基清除能力,其中对DPPH的清除能力高达90.11%。总而言之,杨梅素具有强的抗氧化能力和配位能力,可能成为体内除铅的有效成分,为进一步研究黄酮类化合物对铅暴露小鼠的保护作用提供了理论基础。3.通过分析肾脏组织金属离子水平、氧化应激参数、炎性细胞因子表达水平、肾组织病理学以及肾上皮细胞NF-κB p65阳性细胞表达的变化,研究杨梅素对铅诱导小鼠肾脏损伤的预防性保护作用及机制。结果表明,杨梅素可以有效预防铅暴露肾脏组织铅含量的升高（p<0.05）以及钙铁锌水平的降低;并抑制血清中BUN和CRE含量的升高;同时,有效地降低了MDA含量,并分别提高了SOD活性和GSH含量（p<0.05）;此外,杨梅素可通过抑制NF-κB途径介导的炎性反应,显着下调炎性细胞因子表达;并预防肾小球萎缩,缓解肾小管的肿胀和充血现象。4.通过测定小鼠肝脏组织金属离子、氧化应激参数、炎性细胞因子,并对肝脏进行病理学检查和采用免疫组织化学染色法观察肝上皮细胞NF-κB p65阳性细胞表达的变化,研究杨梅素对铅诱导小鼠肝脏损伤的预防性保护作用及机制。结果表明,杨梅素可以有效地预防铅暴露小鼠肝脏组织铅含量的升高（p<0.05）以及钙铁锌水平的降低。杨梅素不但有效抑制血清中ALT和AST含量的升高（p<0.05）,同时还可以有效地抑制过量MDA的生成,并提高内源抗氧化物SOD和GSH的水平（p<0.05）。此外,杨梅素可通过抑制NF-κB途径介导的炎性反应,显着下调TNF-α的高表达。小鼠染铅前给予100 mg/kg杨梅素可预防肝索紊乱、肝细胞排列混乱等损伤。5.采用16s rRNA测序法分析小鼠肠内容物的微生物群落,探究杨梅素对铅暴露小鼠肠道菌群紊乱的调节作用。结果表明,铅暴露改变了小鼠肠道菌群的多样性和丰度,而杨梅素能够在属水平上有效地预防Mucispirillum和Candidatus＿Arthromitus相对丰度的升高,并增加Adlercreutzia的相对丰度。因此,杨梅素能够有效地调节铅暴露小鼠肠道菌群的丰度和多样性。6.以蜂胶乙醇提取物为研究对象,利用Y迷宫实验、氧化应激等探究蜂胶乙醇提取物对铅诱导小鼠的预防性保护作用,同时用HPLC-DAD分析了蜂胶乙醇提取物中的黄酮类化合物。结果表明,蜂胶乙醇提取物中含有芦丁、杨梅素、桑色素、木犀草素、山奈酚、芹菜素、白杨素和高良姜素等黄酮类化合物。在铅暴露条件下,蜂胶乙醇提取物的预防性干预不仅有效降低铅诱导小鼠肝肾脑组织中的铅水平（p<0.05）;同时还可以显着保护小鼠的学习和记忆能力,抑制铅对中枢神经的影响;并且还可有效地预防肝肾脑组织的氧化损伤（p<0.05）。总之,蜂胶乙醇提取物对铅暴露小鼠的预防性保护作用,为进一步开发蜂胶资源提供了理论依据,同时,对可预防机体铅中毒的天然保健食品或药物的进一步研究具有参考价值。
温怀峰[5]（2020）在《外源诱导Cd胁迫下白桦光合及Cd耐受与富集转移效应研究》文中研究说明植物修复技术是土壤重金属污染治理的环境友好型技术。选择合适的植物样本,基于外源强化措施,诱导植物对土壤重金属的胁迫反应产生较强的耐适性,是修复技术应用的关键研究问题。木本植物白桦（Betula Platyphylla Suk.）具有生物量大、根系发达,对土壤逆境水分胁迫有好的环境适应性和强的调控环境适应能力。目前研究主要集中在盐胁迫,干旱胁迫及高温胁迫等方面,对于镉（Cd）胁迫方面的研究鲜有报道。本文以2年生白桦为研究对象,基于叶绿素荧光技术,探讨Cd胁迫下,外源乙二胺四乙酸（EDTA）、水杨酸（SA）和脯氨酸（Pro）对白桦幼苗叶片光合气体交换参数、叶绿素荧光特性的影响;外源SA和Pro对白桦的应激及富集转移Cd的效应,为Cd污染土壤修复研究树种筛选提供详实参考。主要结果如下:（1）50 mg/kg Cd处理下,胁迫5周（wks）后,白桦的净光合速率（Pn）与空白（control）相比增长了 11.84%,表明白桦对低浓度Cd处理表现出兴奋效应。低于100 mg/kg Cd处理下,白桦叶片的实际光化学量子效率（ΦPSⅡ）、光化学淬灭系数（qP）、非光化学淬灭（NPQ）和表观电子传递速率（ETR）等参数基本维持在一定的范围,说明白桦对Cd胁迫具有一定的耐受性。200 mg/kg Cd处理下,白桦热耗散能力已部分失效。白桦的叶绿素荧光参数光系统Ⅱ中原初反应最大量子效率（/Fm）、ΦPS Ⅱ、ETR和NPQ与Pn和生物量均表现出显着相关的趋势（相关系数|r|>0.95,P<0.01）,证明了叶绿素荧光技术可以很好地表征白桦叶片光合作用的强度。（2）低浓度EDTA（1～3mmol/kg）处理使白桦的叶绿素含量、光合作用强度、叶绿素荧光强度和生物量显着增大,膜脂过氧化水平显着下降（P<0.05）。当Cd污染处理浓度不大于100 mg/kg时,浓度为1 mmol/kg的EDTA处理效果最好。这表明低浓度EDTA处理可以有效缓解Cd胁迫对白桦造成的影响和伤害。低浓度EDTA处理下,白桦对Cd的富集转运能力包括生物富集系数（BCF）、转运系数（TF）、累积量（AC）和重金属提取率（MER）显着增大,其中1 00 mg/kg Cd处理下,1 mmol/kg EDTA处理使白桦的MER达到了 0.98%,占100mg/kg Cd单独处理的1.96倍;在200 mg/kg Cd处理下,2 mmol/kg外源EDTA处理使白桦的MER达到了 0.68%,占200 mg/kg Cd单独处理的2.35倍。这表明EDTA处理有效地提高了白桦对Cd的富集、转运和累积能力,进一步地加强了白桦修复Cd胁迫污染土壤的能力。（3）喷施SA和Pro后,白桦生物量、叶绿素含量、光合作用强度显着提高（P<0.05）,膜脂过氧化水平显着降低,白桦对Cd的AC和MER显着减少。当喷施浓度为5 mmol/L时,SA和Pro使白桦的TF根-干较100 mg/kg Cd单独处理分别增大了 2.86%和5.71%;当喷施5 mmol/L的SA时,白桦TF干-叶较100 mg/kg Cd增大了 32.25%,喷施5 mmol/L的Pro时,白桦TF干-叶较100 mg/kg Cd增大了 30.11%。这表明外源SA/Pro的喷施,增强了白桦地上部分对Cd的转移,减弱Cd对白桦的氧化损伤,促进叶绿素的合成,增强白桦的抗性。研究结果显示,在植物修复方面,外源EDTA的效果主要表现在增大白桦对Cd的富集和累积,而SA和Pro更多表现在通过减少白桦对Cd的累积,从而促进白桦的健康生长,且EDTA对白桦的修复效果远超SA和Pro。在提高白桦抗性方面,外源EDTA处理和叶片喷施SA/Pro处理均可有效增强白桦PSⅡ反应中心光能转换的效率,提高叶肉细胞中叶绿素的含量,缓解Cd对PSⅡ反应中心活性的影响和抑制,从而有效提高了植株的抗逆性。
曾秀君[6]（2019）在《石灰、腐殖酸联合黑麦草对铅镉污染土壤修复效应研究》文中研究指明土壤是生态系统的重要组成部分,也是人类和其它生物生存的物质基础。近年来,随着工农业的飞速发展,尤其是矿产资源的开发、农业污水灌溉、农药化肥大量施用等造成的土壤重金属污染日趋严峻。因此,采取安全有效的措施修复土壤重金属污染是当前亟待解决的环境问题。施用土壤调理剂修复重金属污染技术以操作简单、投入成本低、施用效果明显等优点,在土壤修复研究中得到了广泛关注。本文以黑麦草（Lolium perenne L.）作为修复植物,采用室内盆栽试验,共设8个处理,研究石灰与腐殖酸单一及复合施用对农田铅（Pb）、镉（Cd）污染土壤中黑麦草重金属累积量、土壤重金属有效态及各形态含量的变化以及黑麦草对铅镉复合污染土壤的生理生化的影响,同时分析污染土壤在修复过程中土壤理化性质和土壤微生物活性变化情况。主要研究结果如下:（1）单施石灰和石灰配施腐殖酸均能显着降低土壤有效态Pb、Cd含量,且石灰配施腐殖酸处理对土壤有效态Pb降低效果优于单施石灰处理,以石灰配施5%腐殖酸处理T7降低效果最好,平均低于对照（CK）约89.30%。各处理均能显着降低土壤弱酸提取态Pb、Cd含量,其中石灰配施5%腐殖酸处理T7降低效果最好,Pb、Cd分别平均低于CK约59.42%和46.02%。在培养后期（60 d）,石灰与腐殖酸单一及复合处理均能显着降低黑麦草地上部Pb、Cd含量。（2）培养后期（60 d）,石灰与腐殖酸单一及复合处理均能显着提高土壤基础呼吸强度和土壤微生物量碳含量,其中石灰配施腐殖酸处理土壤基础呼吸强度和微生物量碳含量总体高于单施石灰或腐殖酸处理。在整个培养期间内,单施石灰可显着增加土壤脲酶和土壤过氧化氢酶活性,单施腐殖酸总体可增加FDA水解酶活性,石灰配施腐殖酸可增加脲酶和过氧化氢酶活性。（3）石灰与腐殖酸单一及复合处理土壤Eh值较CK均有降低,而除单施腐殖酸外,其它各处理均能显着增加土壤pH值,且由相关性分析可知,土壤中有效态Pb、Cd含量均与土壤pH值呈极显着的负相关关系。在整个培养期间,石灰与腐殖酸单一及复合处理（除处理T1）均能显着增加土壤有机碳和全氮含量,其中以石灰配施5%腐殖酸处理效果最佳,平均分别较CK增加98.03%和16.91%。（4）石灰与腐殖酸单一及复合处理均能显着增加黑麦草地上部和地下部生物量,其中以石灰配施2%腐殖酸处理T6和石灰配施5%腐殖酸处理T7增加效果最佳,总量分别较CK最高增加约59.71%和41.47%。各处理均能显着提高黑麦草叶片SOD活性,降低POD活性和MDA含量。（5）研究表明,石灰与腐殖酸复合作用对农田土壤Pb、Cd生物有效性的影响与单施石灰或腐殖酸的影响不同,他们之间存在着明显的交互作用,其中石灰与腐殖酸共同施用对土壤Pb、Cd生物有效性的调控效率优于单独施用腐殖酸或石灰。
曹庭悦[7]（2019）在《硅、磷对水稻镉吸收、积累的影响》文中认为镉是土壤主要的污染物之一,是一种生物毒性较大的重金属。水稻是人类的主要主食。土壤中的重金属可以被水稻同化,通过食物链进入人体,对人体健康造成威胁。国内外就施用不同改良剂缓解重金属对水稻毒害的研究已有大量报道,其中,硅、磷对水稻镉毒害的缓解作用已被国内外学者所认同。但这些研究大多集中在单一改良剂的试验,或是硅、磷配施对重金属污染土壤的改良和重金属胁迫下水稻生长状况的缓解,对于两种元素共同施入以缓解水稻镉胁迫的机制的研究还较少。因此,本研究通过盆栽试验探究了不同硅、磷浓度配合施入对两种不同基因型水稻（沈稻529与沈稻47）生长状况、各部位镉的吸收、转移、亚细胞分布、化学形态的影响。并结合水培试验,运用水稻品种沈稻529,利用实时定量PCR技术,探究了硅、磷对水稻镉相关基因的调控。主要研究结果如下:1.硅、磷配施对水稻生长状况的影响硅、磷配合施入比硅或磷单一元素施入时,水稻叶绿素相对含量（SPAD值）、产量及生物量增加更为显着。在1.2 g·kg-1浓度的硅,0.45 g·kg-1浓度的磷配合施入时,两个品种水稻的产量和生物量均达到最高,且沈稻529的增产效果好于沈稻47。2.硅、磷配施对水稻镉吸收、转移的影响镉污染胁迫下,沈稻529各部位镉含量低于沈稻47。硅、磷配合施入有效降低了水稻各部位镉含量,当1.2 g·kg-1浓度的硅,0.45 g·kg-1浓度的磷配合施入时,水稻根部及茎叶部镉含量均达到最低,且各部位降低幅度均高于单一元素施入降低幅度。两品种水稻相比,沈稻47根茎转移系数减小幅度更为显着。3.硅、磷配施对水稻各部位镉亚细胞分布的影响硅、磷配施下,水稻根部细胞壁占比的降低幅度大于茎叶部,其配合施入有效增加了细胞壁中镉含量占亚细胞总体镉含量之比,减少了细胞器中镉含量占亚细胞总体镉含量之比,且变化幅度大于单一元素施入。硅、磷有效增加了镉胁迫下水稻细胞壁对镉的固定作用,缓解了水稻对细胞器的毒害。但其配合施入对不同基因型水稻镉亚细胞分布的调节作用存在一定的差异,在硅、磷施入后沈稻47的细胞壁占比变化量大于沈稻529。4.硅、磷配施对水稻各部位镉化学形态的影响硅、磷配施对水稻茎叶部镉各形态占比变化趋势的影响大于根部。硅、磷有效降低了两个品种水稻各部位镉的氯化钠结合态和乙醇结合态含量占总含量的比例,同时增加了镉的水溶态和醋酸结合态的分配比例。硅、磷有效减少了水稻中活性较高、毒性较大的镉形态含量,缓解了镉对水稻的毒害。但其配合施入对两种不同基因型的水稻镉形态分布的变化效果略有差异,沈稻47各形态占比的总体变化趋势略高于沈稻529。5.硅、磷配施对水稻镉相关转运蛋白基因表达的影响随着硅、磷的配合施入,水稻各部位镉含量降低,当180 mg·kg-1浓度的磷与284 mg·kg-1浓度的硅配合施入时,水稻根部和茎叶部镉含量均达到最低。硅、磷施入后,水稻OsLCT1和LCD基因表达下调,OsNramp5基因表达上调,且两者配合施入对三种基因相对表达的调控效果好于单一元素施入调控效果。镉胁迫下,硅、磷有效参与了水稻镉相关转运基因的调控,抑制了水稻对镉的转运。
张婧婷[8]（2019）在《加硅降低碱性土壤铅生物有效性的机制》文中研究表明铅是重金属元素之一,污染土壤中的铅可通过食物链进入人体,蓄积到一定程度会产生多种危害。修复并利用铅污染土壤是降低人体铅危害风险和实现土地集约节约利用的重要措施,钝化技术是修复铅污染土壤的有效方法。应用含硅物料修复铅污染土壤的效果已经得到认同,但其修复机制尚未完全明确。为此,开展硅降低土壤铅生物有效性的机制研究对于丰富土壤环境化学理论,指导铅污染土壤修复实践具有重要意义。本文在中和硅酸钠碱性和消除钠离子影响的基础上,通过盆栽试验及室内模拟试验,应用道南膜技术、X射线衍射技术、红外光谱技术,研究了硅对碱性土壤液相、固相和固液界面铅的化学行为缓解水稻铅毒害的影响,以期明确碱性土壤中硅降低铅生物有效性的机制,为修复与利用铅污染土壤提供依据。主要结论如下:1.加硅可以缓解铅对水稻的毒害作用,降低稻米铅含量。与对照相比,当土壤加铅量达到1000 mg kg-1时,单加铅水稻产量降低了51.49%（P<0.01）,糙米铅含量明显升高（P<0.01）,达到了0.36 mg kg-1;加硅使则水稻产量提高了49.95%58.24%（P<0.01）,明显降低糙米铅的含量（P<0.01）,并达到国家标准的安全要求。2.加硅促进土壤固相铅向无效态转化。与单加铅处理相比,加硅可降低土壤酸可提取态铅和可还原态铅的比例（P<0.01）,其含量分别降低了10.10%21.66%、4.01%9.61%;增加可氧化态铅和残渣态铅的比例（P<0.01）,其含量分别提高了12.64%27.78%、4.13%30.90%。3.加硅影响了铅在土壤固液界面的化学行为。Langmuir、Freundlich等温吸附模型均能很好拟合土壤铅的吸附解吸（P<0.01）。加硅降低了碱性土壤吸附铅的容量和强度,增强了铅吸附-解吸过程中的滞后效应。4.加硅提高了土壤水溶态铅浓度,但降低了自由态铅浓度。加硅不能改变土壤溶液化学性质的变化趋势,但提高了土壤溶液pH、Eh和水溶态硅浓度;应用道南膜技术测定发现,硅降低了自由态铅的浓度。5.铅与硅在溶液中可发生配位反应,生成可溶性配合物。应用X射线衍射光谱技术发现硅与铅形成了Pb2SiO4等配位复合物;应用红外光谱表征溶液中硅铅反应产物,发现加硅加铅处理Si-O弯曲振动吸收峰和Si-O-Si反对称伸缩振动特征峰较单加硅处理均出现了红移,分别由1086 cm-1处移至1072 cm-1处、466 cm-1处偏移至462 cm-1处,暗示硅酸或聚硅酸与铅发生了配位反应,生成了水溶性硅-铅配合物。综上,加硅降低碱性土壤铅生物有效性的机制与硅促进土壤液相、固相铅向无效态转化,抑制固相铅解吸等化学行为有关。
毛文凌[9]（2019）在《蹄角粉及其水解物对水稻吸附重金属铅的调控效应》文中提出耕地重金属污染的治理或修复是一个技术难题,因为重金属永远不会分解,现有技术中超富集植物提取（生物法）需10年左右;溶剂淋洗,成本太高;钝化修复尚未达到理想程度,因为钝化剂极易导致土壤第二次污染。基于此,本研究以屠宰厂废弃的天然蹄角为初始原料,根据其蛋白质具有氮肥的功效以及含有大量巯基可结合2价重金属离子为沉淀的生化特性。以铅污染土壤作为钝化修复与种植的对象,系统研究蹄角粉及其水解物（水解蹄角粉,释放巯基）的肥效,以及对土壤的钝化修复、水稻吸附铅离子的效应。结果表明,在正常土壤中,加入含有82%以上蛋白质的蹄角粉及水解蹄角粉,其肥效十分理想。比市售常规有机肥或复混肥效果更好,无需堆肥发酵,绝不烧苗,所种植水稻单穗可超过576粒,比市售复混肥多出40～100粒,且无尿素的贪青（成熟晚）现象;在铅污染土壤中,其肥效与正常土壤的特性相似,且对水稻吸收铅离子具有一定的钝化、抑制作用:1、肥效试验,以正常土壤为基础,水稻为试验作物,市售复混肥为对照组,研究蹄角粉及其水解蹄角粉对水稻的生长效应,结果表明,在首轮种植试验中,水稻生长最好的是蹄角粉,其成熟期株高为105cm,而水解蹄角粉的株高为104cm,分别比复混肥对照组（98cm）高6cm、5cm,同时,叶绿素最高组合也是蹄角粉,达到7.37g/kg,比对照组（7.09mg/kg）高0.286 mg;将第一次种植后的水稻土进行第二轮连种,结果表明,蹄角粉组合的水稻株高为108cm,水解蹄角粉组合的株高为109cm,比复混肥组合分别（103cm）高5cm、6 cm,相对叶绿素是蹄角粉最高。所有结果表明,蹄角粉及其水解蹄角粉均比常规市售复混肥对水稻生长的肥效好,同时种植容器边出现单穗最高可达到576粒的现象,这也表明蹄角粉及其水解物作为肥料的优势与其可行性。2、铅污染土壤的钝化与种植试验,以复混肥作为对照组,铅含量分别为100mg/kg、200mg/kg、500mg/kg的土壤为种植土壤,在LED全光谱、全自动控温控湿温室中,研究蹄角粉及其水解蹄角粉对水稻的生长,以及水稻不同部位吸附铅的动态变化,结果表明:（1）水稻的生长效应,无论是哪种铅离子含量,以及无论是生长30天、60天或是120天,蹄角粉试验组合的水稻植株最高。其成熟期水稻株高为114 cm,而水解蹄角粉的株高为109.7 cm,仅次于蹄角粉,分别比复混肥对照组（88.6cm）高25.4 cm、11.4cm,这表明蹄角粉的肥效仍然较好,且铅离子对蹄角粉的肥效以及水稻生长、胁迫无直接影响。（2）水稻不同部位对铅的吸附研究,结果表明,在铅含量为100mg/kg的土壤中,复混肥组合的铅含量变化规律是:30天内根部最高,60天内茎部最高,120天时叶部最高,铅在向上快速运输,随着铅的向上运输,对应根部的铅含量逐渐减少;而蹄角粉及其水解蹄角粉均是30天内根部较少,60天内根部开始变多,120天时根部比复混肥组合要多,这表明蹄角粉及其水解蹄角粉的抑制效应,至少可减缓30-60天,且仅限于根部,但此时水稻种子已收获,生长期结束,铅尚未运输到种子部分;对于铅含量为200mg/kg、500mg/kg的污染土壤,根部所吸附的铅仍然远远高于水稻茎叶所吸附的铅含量,且都随时间的延长,根部铅含量逐渐增加,其变化规律与铅含量为100mg/kg的土壤效应略有不同,整体基本一致,这表明一定量的蹄角粉和水解蹄角粉对铅的钝化效应具有极限浓度。（3）水稻种子（稻谷）对铅的吸附效应,在水稻成熟期（移栽120天时）采集不同铅浓度土壤、不同处理的水稻种子,研磨、消煮、原子火焰吸收法测量样品中铅浓度,结果表明,水稻种子中的铅浓度随着土壤中铅浓度的递增而增加。在铅含量为100mg/kg的土壤中,水稻种子铅含量最低为水解蹄角粉组合（0.2719mg/kg）,而施加复混肥组合的水稻种子铅含量最高（0.4393mg/kg）,蹄角粉组合（0.2795mg/kg）;在铅含量为200mg/kg土壤施中,蹄角粉组合的水稻种子铅含量最低（0.7942mg/kg）,施加复混肥的水稻种子铅含量（1.0324mg/kg）最高,水解蹄角粉组合为0.8464mg/kg;在铅含量为500mg/kg土壤中,水稻种子铅含量最低组合为蹄角粉组合（0.9728mg/kg）,复混肥组合的水稻种子铅含量（1.139mg/kg）,,水解蹄角粉处理组（0.9875mg/kg）。此结果表明,蹄角粉、水解蹄角粉对水稻吸附重金属铅离子具有钝化或抑制作用,并且其关键结果是水稻种子所制备大米合格达标（GB2762-2017）。铅污染土壤的基本钝化试验,配制铅含量为100mg/kg、200mg/kg、500mg/kg的土壤为钝化土壤,以不添加任何肥料的土壤为CK,研究未种植水稻背景下几种肥料的钝化效应,结果表明,30-120天内的蹄角粉和水解蹄角粉对3种土壤中有效铅含量均有降低,但整体效应在8.47%-15.15%之间,钝化效应略显单薄,但为何水稻对铅的吸附效应较低,分析其原因可能是蹄角粉及其水解蹄角粉含有7-9%的有机钙,而钙离子对铅离子的吸附具有竞争性抑制效应,这也许将是蹄角粉抑制作物重金属吸附的新功能。
侯丹迪[10]（2017）在《超积累植物东南景天根系对重金属的吸收积累及根际细菌群落特征》文中提出植物对重金属的超积累作用及其调控机制是当今国内外土壤修复领域研究的热点和难点,也是优化重金属污染土壤植物萃取技术的核心要素。植物根际微环境中重金属的生物学过程是影响重金属从土壤向植物迁移的重要限制因子,深入研究土壤环境中超积累植物根系对重金属的吸收积累过程及其主控因子,尤其是根际微生物的重要作用,对于揭示植物超积累重金属的关键机制、推动植物萃取技术在污染环境修复中的实际应用具有重要的理论与现实意义。东南景天（Sedum alfredii Hance）是我国原生的锌镉超积累及铅富集植物,其对多种重金属具有很强的耐性和积累能力,是应用于污染土壤绿色植物修复技术的一种良好潜在材料。然而,目前有关东南景天超积累重金属的生理与分子机制研究多集中于超积累植物对重金属的转运与储存过程,对其根土微界面重金属的生物学过程及其在植物超积累重金属中的作用仍知之甚少。本研究以超积累生态型与非超积累生态型东南景天作为供试材料,综合运用同步辐射X射线荧光（SR-XRF）、X射线吸收光谱（SR-XAS）等高通量金属组学技术,原位分析了东南景天根系微观尺度上重金属的迁移转化过程,以期明确超积累植物对重金属的根系吸收过程,为进一步揭示根际生物学过程在植物超积累重金属中的作用机制奠定基础;同时,利用16SrRNA基因扩增子测序等技术比较了不同重金属污染条件下两种生态型东南景天根际土壤微生物学特征差异,探索特异根际细菌群落结构对植物萃取土壤重金属的潜在作用;基于上述研究,进一步分析了东南景天在修复重金属复合污染土壤过程中的根际调控机制及其独特的微生物结构特征,为重金属污染土壤植物修复技术的改良和优化提供科学依据。本研究取得的主要研究结果如下:1.在水培条件下采用SR-XRF和XAS技术研究比较了镉在两种生态型东南景天根系组织水平和细胞水平的原位分布、时空变化特点以及根系镉的赋存形态特征。结果表明,镉超积累生态型东南景天根系中镉主要分布于根尖分生组织和中柱,而非超积累生态型东南景天根系中的镉主要集中于分生组织,中柱区域只有很少量的镉。侧根发生部位（包括侧根根尖、侧根原基等处）以及侧根生长区域的中柱中都有大量镉的分布。通过根系不同部位对镉吸收的响应研究发现,侧根可以更加快速高效地吸收镉进入根系中。东南景天根系中镉主要以Cd2+、Cd-柠檬酸、Cd-细胞壁和Cd-谷胱甘肽形态存在,其中超积累生态型根系中Cd2+和Cd-柠檬酸的比例要高于非超积累生态型。上述结果表明侧根是超积累东南景天吸收镉的主要部位,而镉以离子态、柠檬酸结合态存在于其根细胞中,从而促进镉向木质部装载进而向地上部运输的效率。2.在水培条件下采用SR-XRF和XAS技术对铅富集与非富集两种生态型东南景天根系中铅等元素的分布特征和赋存形态进行原位分析。结果发现两种生态型东南景天根系吸收的铅主要分布于根尖分生组织和中柱部位,与C1、P等其他元素的分布较为一致。相较而言,铅富集型东南景天根尖分生组织中铅含量远低于铅非富集型东南景天,但其中柱中铅含量明显高于非富集型东南景天。此外,侧根发生部位能够吸收和积累更多的铅,并直接进入根系中柱部位进行运输。铅在根系中主要与细胞壁进行结合,减少了铅向地上部的迁移,其在东南景天铅耐性和解毒中可能发挥重要作用。综上可知,侧根是铅的主要吸收部位,而富集型东南景天则更容易将铅装载到木质部进而运输到地上部,而非富集型东南景天将更多的铅滞留在根尖,其可能原因在于细胞壁的固持作用。3.采用土壤根袋培养方式,利用16SrRNA基因扩增子测序技术比较了镉污染土壤上两种生态型东南景天的根际细菌群落结构差异。东南景天的种植和镉浓度的提高均显着降低了细菌群落的α-多样性,改变了土壤细菌群落结构。与非根际土壤及非超积累东南景天的根际土壤相比,超积累东南景天的根际土壤细菌群落结构组成明显不同。在高镉污染水平下,超积累东南景天根际中一些来自放线菌门（Actinobacteria）,拟杆菌门（Bacteroidetes）和TM7菌门的种属尤为丰富。放线菌门的链霉菌属Streptomyces是造成超积累型根际与其他样品细菌群落组成差异的主要原因,在高镉水平下,其丰度是其他样品的3.31-16.45倍。以上结果说明,在超积累植物东南景天对镉污染土壤的植物修复过程中,其根系生长和土壤镉污染共同塑造了一个特殊的根际细菌群落,一些关键细菌,如Streptomyces的OTU8159,可能在重金属的超积累过程中发挥重要作用。4.利用16SrRNA基因扩增子测序技术比较了铅污染土壤中两种生态型东南景天的根际细菌群落结构的差异。与镉类似,东南景天的种植和铅浓度的提高（特别是中度铅污染水平）也显着降低了细菌群落的α-多样性,改变了土壤细菌群落结构。与非根际土壤及非富集型东南景天的根际土壤相比,富集型东南景天的根际土壤细菌群落结构组成明显不同。富集型东南景天根际Alphaproteobacteria纲（Astccaacaulis、Dongia）、Betaproteobacteria 纲 （Dechloromonas 和 Rhizobacter）和 Bacteroidetes 门（Flavobacterium）尤为丰富,而非富集型东南景天根际则有更高丰度的Firmicutes门（Clostridium sensu stricto 1、Paenibacillus）、Deltaproteobacteria 纲（Geobacter）和Gammaproteobacteria纲（Pseudomonas）。随着铅水平的提高,富集型和非富集型东南景天根际特异OTUs种类逐渐减少。以上结果表明,铅污染条件下,超积累东南景天根际形成了特异的细菌群落结构,但其群落结构特征及特异细菌组成与镉污染条件下明显不同,说明根际细菌对不同重金属有不同的适应性机制。5.采用根箱模拟试验综合比较了种植在镉铅复合重金属污染土壤条件下超积累和非超积累生态型东南景天的根际微域特征差异,并重点分析了两种生态型东南景天的根际微生物学特征。相较于非超积累型东南景天,超积累东南景天对于重金属有着更高的耐性,且地上部积累了更多的镉和锌。超积累型的根际微域特征与非根际土壤和非超积累型的根际土壤差异显着,表现为根系发达、根际土壤酸化、金属生物有效性提高以及微生物活性提高等。16SrRNA测序表明,超积累生态型具有特异的根际细菌群落特征,并在根际定殖了大量的Streptomyces、Kribbella等细菌。PICRUSt分析表明超积累东南景天根际中有更为丰富的与膜转运和氨基酸代谢相关的预测功能基因。本研究揭示了复合重金属污染植物修复过程中超积累东南景天根际的一系列生物化学行为,表明超积累植物东南景天对土壤重金属的活化及吸收作用可能与其根系对重金属的高耐受性,根系分泌物导致的土壤酸化作用,尤其是根际独特的细菌群落结构以及特异微生物的定殖密切相关。
二、钕及其配合物对重金属铅污染植物的缓解作用（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、钕及其配合物对重金属铅污染植物的缓解作用（论文提纲范文）
（1）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 |
（2）6个八仙花品种对重金属铅富集能力的比较研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 八仙花的研究概况 |
| 1.1.1 八仙花的生物学特性 |
| 1.1.2 八仙花的国内外研究进展 |
| 1.2 植物修复研究概述 |
| 1.2.1 植物提取 |
| 1.2.2 植物稳定 |
| 1.2.3 植物挥发以及植物过滤 |
| 1.2.4 植物修复的研究现状及发展趋势 |
| 1.3 重金属铅毒害研究概述 |
| 1.3.1 重金属铅的来源、分布及其存在形式 |
| 1.3.2 重金属铅的危害 |
| 1.3.3 植物对重金属铅毒害的反应 |
| 1.3.4 植物的耐铅机制 |
| 1.4 研究的目的及意义 |
| 1.5 本研究的技术路线 |
| 第二章 不同浓度铅处理对6 个八仙花品种生长响应的影响 |
| 2.1 试验材料及试验设计 |
| 2.1.1 试验材料、主要试剂及仪器 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 植株生长响应性状指标的测定方法 |
| 2.2.2 主成分分析及隶属函数计算方法 |
| 2.2.3 数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 不同浓度铅处理下6 个八仙花品种的形态学特征变化 |
| 2.3.2 不同浓度铅处理下6 个八仙花品种株高的变化 |
| 2.3.3 不同浓度铅处理下6 个八仙花品种的根长变化 |
| 2.3.4 不同浓度铅处理下6 个八仙花品种的生物量变化 |
| 2.3.5 不同浓度铅处理下6 个八仙花品种的花序数目变化 |
| 2.3.6 不同浓度铅处理下6 个八仙花品种的花序直径变化 |
| 2.3.7 不同浓度铅处理下6 个八仙花品种的叶片数变化 |
| 2.3.8 六个八仙花品种生长响应指标的主成分分析 |
| 2.3.9 六个八仙花品种生长响应耐受性评价 |
| 2.4 讨论 |
| 第三章 不同浓度铅处理对6 个八仙花品种生理反应的影响 |
| 3.1 试验材料及试验设计 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 植株抗氧化酶活性的测定 |
| 3.2.2 植株叶绿素含量的测定 |
| 3.2.3 植株丙二醛含量的测定 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 不同浓度铅处理下,‘无尽夏’的生理反应变化 |
| 3.3.2 不同浓度铅处理下,‘经典红’的生理反应变化 |
| 3.3.3 不同浓度铅处理下,‘爱莎’的生理反应变化 |
| 3.3.4 不同浓度铅处理下,‘阿尔卑斯’的生理反应变化 |
| 3.3.5 不同浓度铅处理下,‘猫眼石’的生理反应变化 |
| 3.3.6 不同浓度铅处理下,‘波登湖’的生理反应变化 |
| 3.3.7 不同浓度铅处理下6 个八仙花品种丙二醛含量的变化 |
| 3.3.8 不同浓度铅处理下6 个八仙花品种总叶绿素含量的变化 |
| 3.4 讨论 |
| 第四章 不同浓度铅处理对6 个八仙花品种富集特征的影响 |
| 4.1 试验材料及试验设计 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 植物样品及土壤样品重金属含量的测定方法 |
| 4.2.2 指标计算方法 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 六个八仙花品种体内的重金属铅含量及富集量 |
| 4.3.2 六个八仙花品种对重金属铅的富集系数与转运系数 |
| 4.3.3 六个八仙花品种对重金属铅的富集能力比较 |
| 4.4 讨论 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（3）不同改良剂配施对土壤铅有效性及小白菜生长的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 土壤铅污染概述 |
| 1.2.1 土壤铅污染的来源 |
| 1.2.2 土壤铅污染的危害 |
| 1.2.3 修复技术 |
| 1.3 土壤中铅的生物有效性及影响因素 |
| 1.4 生物炭对重金属污染土壤的修复效果 |
| 1.4.1 生物炭的性质 |
| 1.4.2 生物炭对重金属污染土壤的修复效果 |
| 1.5 木醋液对土壤重金属污染的修复效果 |
| 1.5.1 木醋液的性质 |
| 1.5.2 木醋液对重金属污染土壤的修复效果 |
| 1.6 贝壳粉对土壤重金属污染的修复效果 |
| 1.6.1 贝壳粉的性质 |
| 1.6.2 贝壳粉对土壤重金属污染的修复效果 |
| 1.7 研究目的及意义 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 土壤前处理 |
| 2.2.2 盆栽试验 |
| 2.3 测定项目与方法 |
| 2.3.1 土壤理化性质测定 |
| 2.3.2 土壤中有效态Pb含量的测定 |
| 2.3.3 小白菜中Pb含量的测定 |
| 2.3.4 小白菜生物量的测定 |
| 2.3.5 小白菜叶片叶绿素含量的测定 |
| 2.3.6 小白菜体内抗氧化酶活性和丙二醛含量的测定 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 第三章 结果分析与讨论 |
| 3.1 不同改良剂配施对土壤pH的影响 |
| 3.1.1 生物炭和贝壳粉配施对土壤pH值的影响 |
| 3.1.2 生物炭和木醋液配施对土壤pH值的影响 |
| 3.2 不同改良剂配施对土壤中有效态Pb含量的影响 |
| 3.2.1 生物炭和贝壳粉配施对土壤有效态Pb含量的影响 |
| 3.2.2 生物炭和木醋液配施对土壤有效态Pb含量的影响 |
| 3.3 不同改良剂配施对小白菜吸收Pb的影响 |
| 3.3.1 生物炭和贝壳粉配施对小白菜吸收Pb的影响 |
| 3.3.2 生物炭和木醋液配施对小白菜吸收Pb的影响 |
| 3.3.3 不同改良剂配施土壤-小白菜体系相关性分析 |
| 3.4 不同改良剂配施对小白菜鲜重、株高的影响 |
| 3.4.1 生物炭和贝壳粉配施对小白菜鲜重和株高的影响 |
| 3.4.2 生物炭和木醋液配施对小白菜鲜重和株高的影响 |
| 3.5 不同改良剂配施对小白菜叶片叶绿素含量的影响 |
| 3.5.1 生物炭和贝壳粉配施对小白菜叶片叶绿素含量的影响 |
| 3.5.2 生物炭和木醋液配施对小白菜叶片叶绿素含量的影响 |
| 3.6 不同改良剂配施对小白菜体内抗氧化酶活性及丙二醛含量的影响 |
| 3.6.1 生物炭和贝壳粉配施对小白菜体内丙二醛含量的影响 |
| 3.6.2 生物炭和木醋液配施对小白菜体内丙二醛含量的影响 |
| 3.6.3 生物炭和贝壳粉配施对小白菜体内抗氧化酶活性的影响 |
| 3.6.4 生物炭和木醋液配施对小白菜体内抗氧化酶活性的影响 |
| 第四章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（4）蜂胶黄酮对小鼠铅中毒的保护作用及其机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 铅的来源 |
| 1.2 铅的吸收及分布 |
| 1.3 铅的毒性 |
| 1.3.1 神经系统 |
| 1.3.2 肾脏组织 |
| 1.3.3 肝脏组织 |
| 1.3.4 造血系统 |
| 1.3.5 肠道微生物系统 |
| 1.3.6 生殖系统 |
| 1.3.7 其他组织/系统 |
| 1.4 铅暴露对机体的毒性机制 |
| 1.4.1 氧化应激机制 |
| 1.4.2 炎症机制 |
| 1.5 铅中毒机体的治疗及研究现状 |
| 1.6 黄酮类化合物 |
| 1.6.1 黄酮类化合物的概述 |
| 1.6.2 黄酮类化合物的生物活性 |
| 1.7 蜂胶——富含黄酮类化合物 |
| 1.7.1 蜂胶的来源和组成 |
| 1.7.2 蜂胶的生物活性 |
| 1.8 选题依据及主要研究内容 |
| 1.8.1 选题依据 |
| 1.8.2 研究目标与内容 |
| 第二章 蜂胶黄酮抗氧化和配位能力的理论研究 |
| 2.1 实验方法 |
| 2.1.1 理论背景 |
| 2.1.2 计算方法 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 蜂胶黄酮抗氧化能力的研究 |
| 2.2.2 蜂胶黄酮配位能力的研究 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 杨梅素、槲皮素和木犀草素抗氧化能力及其铅配合物光谱特性的研究 |
| 3.1 实验材料及方法 |
| 3.1.1 实验试剂及仪器 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 杨梅素、槲皮素和木犀草素对溶液中Pb(Ⅱ)的清除能力 |
| 3.2.2 杨梅素、槲皮素和木犀草素及其铅配合物的光谱特性 |
| 3.2.3 杨梅素、槲皮素和木犀草素的理论分析 |
| 3.2.4 杨梅素、槲皮素和木犀草素的抗氧化能力 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 杨梅素对铅诱导小鼠肾脏组织损伤的预防性保护作用 |
| 4.1 实验材料及方法 |
| 4.1.1 实验试剂及仪器 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 杨梅素对铅暴露小鼠金属离子的影响 |
| 4.2.2 杨梅素对铅诱导的小鼠肾毒性血清生物标志物的作用 |
| 4.2.3 杨梅素对铅诱导小鼠肾脏组织中MTs水平的作用 |
| 4.2.4 杨梅素对铅诱导小鼠肾脏组织中内源抗氧化剂和脂质过氧化产物的影响 |
| 4.2.5 杨梅素对铅诱导小鼠肾脏组织中炎症的影响 |
| 4.2.6 杨梅素对铅诱导小鼠肾脏组织病理学的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 杨梅素对铅诱导小鼠肝脏组织损伤的预防性保护作用 |
| 5.1 实验材料及方法 |
| 5.1.1 实验试剂及仪器 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.2 结果 |
| 5.2.1 杨梅素对铅暴露小鼠金属离子的影响 |
| 5.2.2 杨梅素对铅诱导小鼠肝毒性血清生物标志物的影响 |
| 5.2.3 杨梅素对铅诱导小鼠肝脏组织中金属硫蛋白(MTs)水平的作用 |
| 5.2.4 杨梅素对铅诱导小鼠肝脏组织中内源抗氧化剂和脂质过氧化产物的影响 |
| 5.2.5 杨梅素对铅诱导小鼠肝脏组织中炎症的影响 |
| 5.2.6 杨梅素对铅诱导小鼠肝脏组织病理学的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 杨梅素对铅暴露小鼠肠道菌群紊乱的调节作用 |
| 6.1 实验方法 |
| 6.1.1 动物实验设计 |
| 6.1.2 16s rRNA测序分析 |
| 6.2 结果 |
| 6.2.1 OUT分析 |
| 6.2.2 Alpha多样性分析 |
| 6.2.3 分类学组成分析 |
| 6.2.4 Beta多样性分析 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 蜂胶乙醇提取物对铅暴露小鼠氧化损伤的预防性保护作用 |
| 7.1 实验材料及方法 |
| 7.1.1 实验试剂及仪器 |
| 7.1.2 实验方法 |
| 7.2 结果 |
| 7.2.1 蜂胶乙醇提取物中的黄酮类化合物 |
| 7.2.2 小鼠行为学分析 |
| 7.2.3 小鼠组织脏器系数的分析 |
| 7.2.4 血液及组织中Pb含量 |
| 7.2.5 血液及组织中金属离子水平 |
| 7.2.6 血液及组织的氧化应激水平 |
| 7.3 讨论 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间取得的科研成果 |
| 作者简介 |
（5）外源诱导Cd胁迫下白桦光合及Cd耐受与富集转移效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 Cd胁迫对植物的生长、光合作用与膜脂过氧化水平的直接影响 |
| 1.2.2 外源EDTA对Cd胁迫下植物应激的缓解效应 |
| 1.2.3 外源SA对Cd胁迫下植物应激的缓解效应 |
| 1.2.4 外源Pro对Cd胁迫下植物应激的缓解效应 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 Cd胁迫对白桦光合及荧光特性的影响研究 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试材料 |
| 2.1.3 试验设计 |
| 2.1.4 测定方法 |
| 2.2 外源EDTA促进白桦对Cd的富集转移效应 |
| 2.2.1 供试材料 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.2.3 测定方法 |
| 2.3 喷施SA/Pro诱导白桦对Cd的耐受性及转移效应 |
| 2.3.1 供试材料 |
| 2.3.2 试验设计 |
| 2.3.3 测定方法 |
| 2.4 数据统计与分析 |
| 3 Cd胁迫对白桦光合作用及荧光特性的影响研究 |
| 3.1 试验设计及指标测定 |
| 3.1.1 试验设计 |
| 3.1.2 指标测定 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 Cd胁迫对白桦叶片叶绿素含量的影响 |
| 3.2.2 Cd胁迫对白桦气体交换参数的影响 |
| 3.2.3 Cd胁迫对白桦苗木光合-光响应特性的影响 |
| 3.2.4 Cd胁迫对白桦叶片荧光特性的影响 |
| 3.2.5 Cd胁迫对白桦生物量的影响 |
| 3.2.6 Cd处理与白桦光合-荧光等参数的相关性分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 4 外源EDTA促进白桦生长及其对Cd的富集转移效应 |
| 4.1 试验设计及指标测定 |
| 4.1.1 试验设计 |
| 4.1.2 指标测定 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 外源EDTA对Cd胁迫下白桦叶片叶绿素含量特性的影响 |
| 4.2.2 外源EDTA对Cd胁迫下白桦气体交换参数的影响 |
| 4.2.3 外源EDTA对Cd胁迫下白桦荧光特性的影响 |
| 4.2.4 外源EDTA对Cd胁迫下白桦叶片MDA含量的影响 |
| 4.2.5 外源EDTA对Cd胁迫下白桦生物量和耐受性指数(TI)的影响 |
| 4.2.6 外源EDTA对Cd胁迫下白桦Cd富集特征的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 5 喷施SA/Pro诱导白桦对Cd的耐受性及转移效应 |
| 5.1 试验设计及指标测定 |
| 5.1.1 试验设计 |
| 5.1.2 指标测定 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 喷施SA/Pro对Cd胁迫下白桦叶绿素含量的影响 |
| 5.2.2 喷施SA/Pro对Cd胁迫下白桦叶片气体交换参数的影响 |
| 5.2.3 喷施SA/Pro对Cd胁迫下白桦叶片F_v/F_m的影响 |
| 5.2.4 喷施SA/Pro对Cd胁迫下白桦叶片MDA含量的影响 |
| 5.2.5 喷施SA/Pro对Cd胁迫下白桦生物量及TI的影响 |
| 5.2.6 喷施SA/Pro对Cd胁迫下白桦Cd富集特征的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论、创新点与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
| 攻读硕士期间参与项目 |
（6）石灰、腐殖酸联合黑麦草对铅镉污染土壤修复效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤重金属复合污染研究进展 |
| 1.1.1 土壤铅、镉污染现状 |
| 1.1.2 土壤铅、镉污染来源 |
| 1.1.3 土壤重金属污染对环境质量的影响 |
| 1.2 土壤重金属污染修复技术研究进展 |
| 1.2.1 物理修复 |
| 1.2.2 化学修复 |
| 1.2.3 生物修复 |
| 1.3 调理剂修复重金属污染土壤研究进展 |
| 1.3.1 无机调理剂在重金属污染土壤修复中的应用 |
| 1.3.2 有机调理剂在重金属污染土壤修复中的应用 |
| 1.3.3 有机无机复合调理剂在重金属污染土壤修复中的应用 |
| 1.4 研究背景与意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 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 |
| 2.1.3 供试调理剂 |
| 2.1.4 水溶性肥料 |
| 2.1.5 主要试验仪器 |
| 2.2 试验设计与处理 |
| 2.3 测定指标及方法 |
| 2.3.1 土壤理化性质测定 |
| 2.3.2 重金属含量测定 |
| 2.3.3 植物生理生化测定 |
| 2.3.4 土壤微生物活性测定 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 3 石灰与腐殖酸对植物和土壤重金属含量的影响 |
| 3.1 石灰与腐殖酸对土壤Pb、Cd有效性的影响 |
| 3.1.1 石灰与腐殖酸不同处理对土壤Pb有效性的影响 |
| 3.1.2 石灰与腐殖酸不同处理对土壤Cd有效性的影响 |
| 3.2 石灰与腐殖酸对土壤重金属化学形态分布的影响 |
| 3.2.1 石灰与腐殖酸不同处理对土壤Pb化学形态分布的影响 |
| 3.2.2 石灰与腐殖酸不同处理对土壤Cd化学形态分布的影响 |
| 3.3 石灰与腐殖酸对黑麦草地上部和地下部重金属含量的影响 |
| 3.3.1 石灰与腐殖酸不同处理对黑麦草地上部和地下部Pb含量的影响 |
| 3.3.2 石灰与腐殖酸不同处理对黑麦草地上部和地下部Cd含量的影响 |
| 3.4 石灰与腐殖酸作用下黑麦草地上部与地下部重金属含量与土壤重金属有效态及形态的相关关系 |
| 3.4.1 石灰与腐殖酸作用下黑麦草地上部、地下部重金属含量与土壤重金属有效态的相关关系 |
| 3.4.2 石灰与腐殖酸作用下黑麦草地上部、地下部重金属含量与土壤重金属形态的相关关系 |
| 3.5 讨论 |
| 4 石灰与腐殖酸对土壤微生物活性的影响 |
| 4.1 石灰与腐殖酸对土壤微生物活性的双因素方差分析 |
| 4.2 石灰与腐殖酸作用下土壤基础呼吸强度的动态变化 |
| 4.3 石灰与腐殖酸作用下土壤微生物量碳的动态变化 |
| 4.4 石灰与腐殖酸作用下土壤微生物代谢熵的动态变化 |
| 4.5 石灰与腐殖酸作用下土壤酶活性的动态变化 |
| 4.5.1 石灰与腐殖酸作用下土壤脲酶活性的动态变化 |
| 4.5.2 石灰与腐殖酸作用下土壤FDA水解酶活性的动态变化 |
| 4.5.3 石灰与腐殖酸作用下土壤蔗糖酶活性的动态变化 |
| 4.5.4 石灰与腐殖酸作用下土壤过氧化氢酶活性的动态变化 |
| 4.6 石灰与腐殖酸作用下土壤的微生物活性与土壤重金属有效态及形态的相关关系 |
| 4.6.1 石灰与腐殖酸作用下土壤微生物活性与土壤中Pb含量的相关关系 |
| 4.6.2 石灰与腐殖酸作用下土壤微生物活性与土壤中Cd含量的相关关系 |
| 4.7 讨论 |
| 5 石灰与腐殖酸对土壤理化性质的影响 |
| 5.1 石灰与腐殖酸对土壤理化性质的双因素方差分析 |
| 5.2 石灰和腐殖酸对土壤p H-Eh的影响 |
| 5.3 石灰和腐殖酸对土壤碳、氮和磷的影响 |
| 5.3.1 石灰和腐殖酸对土壤有机碳含量的影响 |
| 5.3.2 石灰和腐殖酸对土壤全氮含量的影响 |
| 5.3.3 石灰和腐殖酸对土壤碱解氮含量的影响 |
| 5.3.4 石灰和腐殖酸对土壤全磷含量的影响 |
| 5.3.5 石灰和腐殖酸对土壤有效磷含量的影响 |
| 5.4 石灰与腐殖酸作用下土壤的理化性质与重金属形态的相关关系 |
| 5.4.1 石灰与腐殖酸作用下土壤理化性质与土壤中Pb含量的相关关系 |
| 5.4.2 石灰与腐殖酸作用下土壤理化性质与土壤中Cd含量的相关关系 |
| 5.5 讨论 |
| 6 石灰与腐殖酸对黑麦草生理生化的影响 |
| 6.1 石灰与腐殖酸对植物生理生化的双因素方差分析 |
| 6.2 石灰与腐殖酸对黑麦草生物量的影响 |
| 6.3 石灰与腐殖酸对黑麦草叶绿素含量的影响 |
| 6.4 石灰与腐殖酸对黑麦草渗透调节物质的动态变化 |
| 6.5 石灰与腐殖酸对黑麦草超氧化物歧化酶活性的影响 |
| 6.6 石灰与腐殖酸对黑麦草叶过氧化物酶活性的影响 |
| 6.7 石灰与腐殖酸对黑麦草丙二醛含量的影响 |
| 6.8 石灰与腐殖酸作用下黑麦草生理生化特性与土壤重金属有效态及形态的相关关系 |
| 6.8.1 石灰与腐殖酸作用下黑麦草生理生化特性与土壤中Pb有效态及形态的相关关系 |
| 6.8.2 石灰与腐殖酸作用下黑麦草生理生化特性与土壤中Cd有效态及形态的相关关系 |
| 6.9 讨论 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.1.1 石灰与腐殖酸对植物和土壤重金属含量的影响 |
| 7.1.2 石灰与腐殖酸对土壤微生物活性的影响 |
| 7.1.3 石灰与腐殖酸对土壤理化性质的影响 |
| 7.1.4 石灰与腐殖酸对黑麦草生理生化的影响 |
| 7.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（7）硅、磷对水稻镉吸收、积累的影响（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 土壤重金属污染治理的方法 |
| 1.2.3 植物对重金属的耐性机制 |
| 1.2.4 镉对植物的影响及其分子机制 |
| 1.2.5 硅对植物重金属耐性的影响 |
| 1.2.6 磷对植物重金属耐性的影响 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 盆栽试验 |
| 2.3 水培试验 |
| 2.4 测定项目与方法 |
| 2.4.1 植株叶绿素含量的测定 |
| 2.4.2 植株各部位镉含量的测定 |
| 2.4.3 植株各部位镉亚细胞组分镉含量的测定 |
| 2.4.4 植株各部位镉的五种形态的测定 |
| 2.4.5 植株镉转运蛋白基因的表达量测定 |
| 2.5 数据处理 |
| 第三章 结果与讨论 |
| 3.1 硅、磷对水稻生长状况的影响 |
| 3.1.1 硅、磷配施对水稻叶绿素含量的影响 |
| 3.1.2 硅、磷配施对水稻产量的影响 |
| 3.1.3 硅、磷配施对水稻总生物量的影响 |
| 3.1.4 讨论 |
| 3.2 硅、磷对水稻镉吸收、转移的影响 |
| 3.2.1 硅、磷配施对水稻各部位镉含量的影响 |
| 3.2.2 硅、磷配施对水稻根茎转移系数的影响 |
| 3.2.3 讨论 |
| 3.3 硅、磷对水稻镉亚细胞分布的影响 |
| 3.3.1 水稻根部镉的亚细胞分布 |
| 3.3.2 水稻茎叶部镉的亚细胞分布 |
| 3.3.3 讨论 |
| 3.4 硅、磷对水稻镉化学形态的影响 |
| 3.4.1 水稻根部镉的化学形态的变化 |
| 3.4.2 水稻茎叶部镉化学形态的变化 |
| 3.4.3 讨论 |
| 3.5 硅、磷对水稻镉相关转运蛋白基因表达的影响 |
| 3.5.1 水稻根部和茎叶部镉含量的变化 |
| 3.5.2 提取的总RNA和纯度鉴定 |
| 3.5.3 实时定量PCR的可靠性 |
| 3.5.4 水稻镉相关转运蛋白基因表达的变化 |
| 3.5.5 讨论 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（8）加硅降低碱性土壤铅生物有效性的机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 土壤铅污染来源 |
| 1.2 铅的危害 |
| 1.2.1 对植物的危害 |
| 1.2.2 对动物及人体的危害 |
| 1.3 土壤铅污染的修复技术 |
| 1.3.1 物理修复 |
| 1.3.2 化学修复 |
| 1.3.3 生物修复 |
| 1.4 土壤中铅的化学行为 |
| 1.4.1 沉淀-溶解 |
| 1.4.2 吸附-解吸 |
| 1.4.3 络合(配位)-解离 |
| 1.4.4 重金属固相形态 |
| 1.5 土壤中铅的生物有效性及其测定方法 |
| 1.5.1 土壤铅生物有效性及其影响因素 |
| 1.5.2 土壤中铅生物有效性的测定方法 |
| 1.6 硅缓解植物重金属毒害的机制 |
| 1.6.1 生物学机制 |
| 1.6.2 土壤化学机制 |
| 1.7 本研究的目的意义 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 供试土壤 |
| 2.2 盆栽试验 |
| 2.2.1 供试作物及肥料 |
| 2.2.2 试验方法 |
| 2.3 吸附解吸试验 |
| 2.3.1 吸附试验 |
| 2.3.2 解吸试验 |
| 2.4 DMT装置提取土壤溶液自由态铅平衡时间的确定 |
| 2.4.1 阳离子交换膜及DMT装置前处理 |
| 2.4.2 铅离子活度所需的平衡时间的确定 |
| 2.5 硅-铅配合物的表征 |
| 2.6 测定项目与方法 |
| 2.6.1 土壤基本理化性质 |
| 2.6.2 土壤溶液动态测定 |
| 2.6.3 糙米铅含量的测定 |
| 2.6.4 土壤铅形态的测定 |
| 2.7 试验主要设备 |
| 2.8 数据分析 |
| 第三章 结果与讨论 |
| 3.1 铅胁迫下加硅对水稻生长及糙米中铅含量的影响 |
| 3.1.1 硅对水稻生长发育的影响 |
| 3.1.2 硅对糙米中铅含量的影响 |
| 3.2 铅胁迫下加硅对水稻生育期内土壤溶液动态的影响 |
| 3.2.1 硅对土壤溶液pH、Eh的影响 |
| 3.2.2 硅对土壤溶液硅含量的影响 |
| 3.2.3 硅对土壤溶液铅含量的影响 |
| 3.2.4 硅对土壤溶液中自由态铅含量的影响 |
| 3.2.5 土壤溶液pH、Eh与自由态铅含量的关系 |
| 3.3 加硅对土壤铅吸附解吸的影响 |
| 3.3.1 硅对土壤铅吸附的影响 |
| 3.3.2 硅对土壤铅解吸的影响 |
| 3.3.3 硅对铅吸附解吸滞后效应的影响 |
| 3.4 硅-铅配合物的光谱表征 |
| 3.4.1 X射线衍射光谱表征 |
| 3.4.2 傅里叶红外光谱表征 |
| 3.5 铅胁迫下加硅对土壤中铅形态的影响 |
| 第四章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位论文期间发表文章 |
（9）蹄角粉及其水解物对水稻吸附重金属铅的调控效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国重金属污染现状 |
| 1.2 我国铅污染现状 |
| 1.3 铅污染的来源 |
| 1.3.1 工业排放污染 |
| 1.3.2 大气中重金属沉降 |
| 1.3.3 生活中的铅污染 |
| 1.4 铅的危害 |
| 1.4.1 铅对植物的危害 |
| 1.4.2 铅对人类的危害 |
| 1.5 土壤重金属的形态分析 |
| 1.5.1 土壤重金属的形态分类 |
| 1.5.2 土壤重金属的有效态 |
| 1.6 铅污染的修复与治理 |
| 1.6.1 物理修复法 |
| 1.6.2 生物修复法 |
| 1.6.3 化学修复法 |
| 1.7 蹄角蛋白对土壤重金属的原位钝化效应研究现状 |
| 1.8 选题的意义 |
| 1.9 课题研究内容与拟解决的问题 |
| 1.9.1 研究内容 |
| 1.9.2 拟解决的问题 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验植物 |
| 2.1.2 实验土壤 |
| 2.1.3 蹄角粉及其水解物的制备 |
| 2.1.4 复混肥品种 |
| 2.1.5 钙多肽的理化性质 |
| 2.2 主要仪器设备 |
| 2.3 主要试剂 |
| 2.4 实验方案 |
| 2.4.1 蹄角粉及其水解物的肥效 |
| 2.4.2 蹄角粉及其水解物对水稻吸附铅的调控效应实验方案 |
| 2.4.3 水稻土壤钝化实验方案 |
| 2.5 样品处理 |
| 2.5.1 植物样品处理 |
| 2.5.2 土壤样品处理 |
| 2.6 测量方法 |
| 2.7 实验数据处理方法 |
| 第3章 结果与分析 |
| 3.1 蹄角粉和水解蹄角粉的肥效实验 |
| 3.1.1 水稻首轮种植实验 |
| 3.1.2 水稻连种实验 |
| 3.2 蹄角粉和水解蹄角粉对水稻吸附土壤中铅的调控效应 |
| 3.2.1 蹄角粉和水解蹄角粉对铅污染土壤中水稻生长的影响 |
| 3.2.2 蹄角粉和水解蹄角粉对铅污染土壤中水稻根茎叶中铅含量的影响 |
| 3.2.3 蹄角粉和水解蹄角粉对铅污染土壤中水稻根茎叶中钙含量的影响 |
| 3.2.4 蹄角粉和水解蹄角粉对铅污染土壤中水稻稻谷中铅含量的影响 |
| 3.2.5 蹄角粉和水解蹄角粉对铅污染土壤中水稻稻谷中钙含量的影响 |
| 3.2.6 不同处理组在不同时期对铅污染土壤中铅形态影响 |
| 3.3 蹄角粉和水解蹄角粉对水稻土壤中铅离子的钝化效应研究 |
| 3.3.1 总铅含量为100mg/kg污染土壤中有效态铅含量的变化 |
| 3.3.2 总铅含量为100mg/kg污染土壤中各形态铅的变化 |
| 3.3.3 总铅含量为200mg/kg污染土壤中有效态铅含量的变化 |
| 3.3.4 总铅含量为200mg/kg污染土壤中各形态铅的变化 |
| 3.3.5 总铅含量为500mg/kg污染土壤中有效态铅含量的变化 |
| 3.3.6 总铅含量为500mg/kg污染土壤中各形态铅的变化 |
| 第4章 总结和讨论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）超积累植物东南景天根系对重金属的吸收积累及根际细菌群落特征（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要缩略词表 |
| 第一部分 文献综述 |
| 第一章 超积累植物对重金属的吸收及根际转化 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 超积累植物对重金属的吸收及影响因素 |
| 1.2.1 根系生长及构型 |
| 1.2.2 离子相互作用 |
| 1.2.3 根际环境 |
| 1.2.4 重金属形态 |
| 1.3 超积累植物对根际重金属形态转化的影响 |
| 1.3.1 根际环境的酸化 |
| 1.3.2 分泌植物螯合肽 |
| 1.3.3 根际微生物的作用 |
| 1.4 研究展望 |
| 第二章 超积累植物根际微生物与重金属的相互作用机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 根际微生物在植物修复重金属污染土壤中的作用机制 |
| 2.2.1 根际微生物对重金属的溶解 |
| 2.2.2 微生物对重金属的固定 |
| 2.2.3 根际微生物对植物的促生机制 |
| 2.3 重金属对根际微生物的影响 |
| 2.3.1 重金属对土壤微生物的毒性机制 |
| 2.3.2 重金属对微生物群落多样性和组成的影响 |
| 2.4 超积累植物根际微生物群落的研究方法及进展 |
| 2.5 研究展望 |
| 第三章 研究目的、内容与技术路线 |
| 3.1 研究目的及意义 |
| 3.2 研究内容 |
| 3.3 技术路线 |
| 第二部分 试验研究 |
| 研究Ⅰ 超积累植物东南景天根系对重金属镉/铅的吸收积累特征 |
| 第四章 东南景天根系对镉的吸收和积累特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 植物预培养 |
| 4.2.2 根系镉及相关元素的μ-XRF分布 |
| 4.2.3 根、茎、叶横切面中镉及相关元素的μ-XRF分布 |
| 4.2.4 XAS样品制备 |
| 4.2.5 根系镉形态的XAS测定 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 根尖镉的分布及与其它元素的相关性 |
| 4.3.2 镉在根尖不同部位的含量 |
| 4.3.3 侧根对重金属的吸收 |
| 4.3.4 根横切面中镉及其它元素的分布特征 |
| 4.3.5 根系中镉的结合形态 |
| 4.4 讨论 |
| 第五章 东南景天根系对铅的吸收和积累特征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 植物预培养及处理 |
| 5.2.2 植物铅含量测定 |
| 5.2.3 根系铅及相关元素的μ-XRF分布 |
| 5.2.4 根、茎横切面中铅及相关元素的μ-XRF分布 |
| 5.2.5 XAS样品制备 |
| 5.2.6 根系铅形态的XAS测定 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 根系和地上部铅的分配特点 |
| 5.3.2 铅在根系的分布及与其它元素的相关性 |
| 5.3.3 铅在根尖不同部位的含量 |
| 5.3.4 根横切面中铅及其它元素的分布特征 |
| 5.3.5 根系中铅的赋存形态 |
| 5.3.6 根系中铅赋存形态的微区变化 |
| 5.4 讨论 |
| 研究Ⅱ 超积累植物东南景天根际细菌群落与重金属镉/铅的相互作用 |
| 第六章 镉污染土壤中东南景天根际细菌群落结构特征 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 植物与土壤材料准备 |
| 6.2.2 盆栽试验 |
| 6.2.3 土壤采集,植物收获和元素测定 |
| 6.2.4 DNA提取,细菌16S扩增和MiSeq测序 |
| 6.2.5 16S测序数据分析和处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 植物生长与镉提取 |
| 6.3.2 细菌群落α-多样性 |
| 6.3.3 细菌群落结构 |
| 6.3.4 超积累东南景天根际特异细菌群落组成 |
| 6.3.5 关键细菌与土壤镉污染水平、植物生长和镉积累的相关性 |
| 6.4 讨论 |
| 第七章 铅污染土壤中东南景天根际细菌群落结构特征 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 植物与土壤材料准备 |
| 7.2.2 盆栽试验 |
| 7.2.3 土壤采集,植物收获和元素测定 |
| 7.2.4 DNA提取,细菌16S扩增和MiSeq测序 |
| 7.2.5 16S测序数据分析和处理 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 植物生长与铅提取 |
| 7.3.2 细菌群落α-多样性 |
| 7.3.3 细菌群落结构 |
| 7.3.4 超积累东南景天根际特异细菌群落组成 |
| 7.4 讨论 |
| 研究Ⅲ 复合重金属污染土壤中超积累植物东南景天根际微环境特征 |
| 第八章 镉铅等金属复合污染土壤中东南景天根际微环境特征 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 材料与方法 |
| 8.2.1 土壤、植物材料准备和盆栽试验 |
| 8.2.2 土壤采集、植物收获和土壤性质测定 |
| 8.2.3 根系μ-XRF样品制备及分析 |
| 8.2.4 DNA提取,细菌16S扩增和MiSeq测序 |
| 8.2.5 16S测序数据分析和处理 |
| 8.2.6 PICRUSt功能预测 |
| 8.3 结果与分析 |
| 8.3.1 植物生长和重金属提取 |
| 8.3.2 微生物生物量和酶活性 |
| 8.3.3 根际细菌群落结构 |
| 8.3.4 细菌群落结构与土壤环境变量的相关性 |
| 8.3.5 HE根际特异细菌 |
| 8.3.6 细菌群落的预测功能潜力 |
| 8.4 讨论 |
| 第九章 综合讨论与研究展望 |
| 9.1 综合讨论 |
| 9.2 主要创新点 |
| 9.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间主要成果 |
四、钕及其配合物对重金属铅污染植物的缓解作用（论文参考文献）
- [1]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
- [2]6个八仙花品种对重金属铅富集能力的比较研究[D]. 马文杰. 西北农林科技大学, 2021(01)
- [3]不同改良剂配施对土壤铅有效性及小白菜生长的影响[D]. 徐熙. 沈阳农业大学, 2020(05)
- [4]蜂胶黄酮对小鼠铅中毒的保护作用及其机制研究[D]. 王倩. 西北大学, 2020(01)
- [5]外源诱导Cd胁迫下白桦光合及Cd耐受与富集转移效应研究[D]. 温怀峰. 陕西科技大学, 2020(02)
- [6]石灰、腐殖酸联合黑麦草对铅镉污染土壤修复效应研究[D]. 曾秀君. 南昌工程学院, 2019(07)
- [7]硅、磷对水稻镉吸收、积累的影响[D]. 曹庭悦. 沈阳农业大学, 2019(02)
- [8]加硅降低碱性土壤铅生物有效性的机制[D]. 张婧婷. 沈阳农业大学, 2019(02)
- [9]蹄角粉及其水解物对水稻吸附重金属铅的调控效应[D]. 毛文凌. 湖北大学, 2019(05)
- [10]超积累植物东南景天根系对重金属的吸收积累及根际细菌群落特征[D]. 侯丹迪. 浙江大学, 2017(02)