一、空气污染对几种植物过氧化氢酶活性的影响（论文文献综述）
孙溥璠[1]（2021）在《胁迫条件下菌剂对排土场土壤性质和植物生理的影响研究》文中研究说明土壤微生物性质可以作为评估土壤质量及肥力变化最为敏感同时也最具潜力的指标,植物抗逆性可以反映植物在逆境状态下抵御伤害的能力。为揭示微生物菌剂在胁迫条件下对土壤性质及对植物生理特性的影响,以紫花苜蓿为供试植物,海州露天矿排土场土壤为基质,在单施哈茨木霉菌、枯草芽孢杆菌以及两种菌剂混施条件下,通过盆栽试验分别进行干旱、盐分和重金属胁迫研究,测定其土壤微生物性质及植物抗逆性。研究结果表明:（1）随干旱胁迫程度增加土壤微生物性质逐渐减弱。三种微生物菌剂的施用总体上能提高土壤微生物性质。依据土壤综合指数,单施枯草芽孢杆菌效果最佳。植物脯氨酸、可溶性糖、丙二醛含量随干旱胁迫加重而增多;植物抗氧化酶活性呈现先增后减的变化趋势。通过植物综合指数可以看出,微生物菌剂的施用能够提高植物抗逆性,单施枯草芽孢杆菌更有利于提高植物抗逆性。（2）土壤微生物指标总体随盐分胁迫增强而下降,施用微生物菌剂的土壤微生物指标均高于CK。在无盐分胁迫下单施两种菌剂对提高土壤综合指数的效果最佳;在轻度胁迫下单施哈茨木霉菌效果好;在中度胁迫下单施菌剂的效果最佳;而在重度胁迫下单施枯草芽孢杆菌效果较好。盐分胁迫条件下植物抗逆性指标的变化趋势与干旱胁迫条件下相同,植物综合指数显示两种微生物菌剂混施对提高植物抗逆性的效果最佳。（3）在重金属Cd胁迫下,土壤微生物性质总体上均低于无重金属胁迫。重金属Cd胁迫时菌剂混施效果好于单施;无胁迫时单施好于混施。施用微生物菌剂能够降低植物脯氨酸、可溶性糖和丙二醛含量,提高植物抗氧化性酶含量及活性。两种微生物菌剂混施在Cd胁迫下对提高植物抗逆性的效果最好。该论文有图32幅,表13个,参考文献99篇。
芝祥红[2]（2021）在《松土及生草对几种木本园林植物根际土壤性质及生长发育的影响》文中研究指明木本植物是城市园林的重要组成部分,而生草和松土是土壤管理的重要措施,具有简单易行、生态友好的特点,在我国近几年的园林绿地广泛使用,但生草和松土如何影响园林木本植物根际土壤性质及其生长发育却少有研究报道。为此本论文开展了以下研究:一、以一年生文冠果幼苗为实验材料,开展了自然生草和松土对文冠果生长发育及根际土壤微环境的研究。结果如下:（1）相比于清耕,松土和自然生草增加了0-10 cm和10-20 cm两个土层文冠果根际土壤含水量、田间持水量以及碱解氮、速效磷、有机质含量,降低了文冠果根际土壤容重、p H值及含盐量,提高了文冠果根际土壤肥力相关酶（碱性磷酸酶、脲酶、蔗糖酶、过氧化氢酶）活性,增加了根际土壤细菌、真菌、放线菌数量;可见松土和自然生草处理均在一定程度上改善了文冠果根际土壤质量。（2）松土和自然生草处理相比于清耕处理,增加了文冠果根系抗氧化酶活性,降低了根系MDA含量及O2.-产生速率,增加了渗透调节物质含量,表明松土和自然生草处理能增强文冠果幼苗根系渗透调节能力,较为有效清除文冠果根系产生的活性氧,降低根系脂质过氧化,这对于文冠果适应干旱等逆境环境具有积极的作用。（3）松土及自然生草处理增加了文冠果总根长、根表面积、根体积、根平均直径及根尖数,提高了根系活力,促进了根系生长;松土及自然生草还明显增加了文冠果叶片含水量、叶绿素及类胡萝卜素含量;显着增加文冠果幼苗株高、茎粗、地上部分及地下部分生物量,促进了文冠果整个植株的生长发育,这也对应了松土和自然生草这两种处理改善土壤性质,进而提高土壤肥力的作用。（4）对比松土和自然生草这两种土壤管理措施,松土对文冠果根际土壤肥力的提高较为显着,而自然生草对土壤微生物数量和有机质含量的提高较为明显,二者皆可通过改善根际土壤微环境,促进文冠果生长发育。从整体情况来看,松土对文冠果生长发育的促进效果最佳,显着优于自然生草和清耕。二、以兰州市植物园云杉、银杏、油松三种木本植物为研究对象,探讨了松土对三种木本园林植物根际土壤性质及生长发育的影响。结果显示,松土均不同程度的优化了三种园林树木根际土壤的理化性质,有效提高土壤肥力相关酶活性,增加土壤微生物数量,进而改善了根际土壤微环境,表现在树木基径、胸径及树高相对于对照显着增加。土壤养分因子指标相关性分析表明,六个样地的土壤养分因子之间存在较为紧密的相关关系,可以用来综合反映土壤肥力水平;通过主成分分析得出土壤肥力综合排名为云杉>油松>云杉CK>银杏>油松CK>银杏CK,松土样地为云杉>油松>银杏,未松土对照为云杉CK>油松CK>银杏CK。整体来看,以松土后的土壤肥力较好,且根际土壤综合肥力最高的为云杉,油松次之,银杏最低。总之,对不同树木的林下土壤进行相应的松土措施能有效改善树木根际土壤环境,促进生长发育,提高土壤肥力。三、以兰州市安宁区黄河印象绿化带槭树、紫叶李、国槐三种木本植物为研究对象,探究生草对几种木本园林植物生长发育及根际土壤性质的影响。结果显示,生草增加了土壤养分含量,改善了土壤理化性质,增加了土壤肥力相关酶活性以及微生物数量,分析表明土壤养分因子之间存在紧密的相关性,主成分分析得出的六个样地的土壤肥力综合排名为槭树>国槐>槭树CK>紫叶李>国槐CK>紫叶李CK,土壤肥力综合指数大小显示生草对土壤肥力有明显的提高作用,生草整体上改善了槭树、紫叶李、国槐三种树木的根际土壤环境,提高了土壤肥力,进而促进了树木生长。
熊振乾[3]（2021）在《湖北大冶矿区镉污染农田土壤原位钝化修复及其稳定性》文中认为现代工农业的快速发展及矿产资源的不合理开发利用导致农田土壤重金属污染,农作物产量和品质下降,严重威胁粮食生产及食品安全。我国土壤污染物点位超标率为16.1%,其中重金属镉（Cd）的污染超标率高达7.0%,污染程度以轻微和轻度为主。原位钝化是实现中低程度污染的耕地土壤边修复边生产的最重要治理方式,开发经济高效且稳定的原位修复方法是目前亟需解决的技术难题。本文在调查湖北黄石市金属矿区周边农田土壤Cd污染的基础上,选取大冶铜山口周边Cd含量2.84 mg/kg的污染农田,选用水稻秸秆、生物炭、碳酸钙以及细菌P.putida X4/p IME等为原料,以单独或复合添加、单次或多次添加的方式,开展为期3年的原位钝化修复田间实验。以生菜为供试植物,测定了植株的生长量及对Cd的吸收量,探讨了pH、土壤有机质、铁氧化物、土壤酶活性等理化性质对不同钝化剂的响应,以及土壤理化性质与土壤镉形态之间的关系,综合评价了几种钝化剂的效果及其稳定性。主要研究结果如下:（1）研究了几种钝化剂1次和多次添加对生菜吸收Cd的影响,探明了降低Cd生物有效性的最佳钝化剂及施用方式。添加1次钝化剂后,生物炭（C）、碳酸钙（L）、水稻秸秆（RS）、水稻秸秆+碳酸钙（RSL）和水稻秸秆+碳酸钙+细菌（RSLB）处理的生菜可食用部分Cd的含量由0.87 mg/kg降至0.39～0.67 mg/kg,且随年份推移无显着变化;生物炭+碳酸钙（CL）和水稻秸秆+细菌（RSB）处理的生菜可食用部分Cd含量分别降至0.42 mg/kg和0.46 mg/kg,然后从第2年开始逐年升高。多次添加钝化剂处理降低生菜吸收Cd的效果除RS处理外,均优于1次添加钝化剂处理。连续3年添加钝化剂后,C、L、RS、RSL和RSB等处理的生菜可食用部分Cd含量为0.23～0.42 mg/kg;CL和RSLB处理的生菜可食用部分Cd含量分别降至0.18 mg/kg和0.20 mg/kg,达到食品安全国家标准（≤0.20 mg/kg）。在所有的钝化剂中,RSLB在降低生菜Cd吸收方面,具有最佳的的效果,并且维持较强的稳定性。（2）揭示了不同类型钝化剂及施用方式对土壤Cd形态的影响。施加1次钝化剂后,所有处理的土壤活性形态Cd含量（水溶态、交换态及表面吸附态Cd含量之和）降低0.8%～26.7%,降幅顺序为L、CL>RSL、RSLB、RSB>C、RS;L、RS、CL处理后腐殖酸结合态Cd含量增加41.0%～92.7%,增幅为L大于CL和RS;L、CL、RSL、RSB和RSLB等处理的残渣态Cd含量增加48.9%～98.6%,增幅为RSL、RSB、RSLB>L、CL。所有添加1次钝化剂处理的活性形态Cd含量从第2年开始逐年升高,L与CL处理的活性形态Cd含量上升的速度大于其他处理。多次添加C、RS、RSB处理的土壤Cd形态分布与仅添加1次钝化剂处理的无显着差异,多次添加L、CL、RSL和RSLB能进一步降低土壤活性形态Cd含量,添加3次L、CL、RSL和RSLB后土壤活性形态Cd含量降低17.7%～21.8%。几种钝化剂中,L、CL、RSL和RSLB等钝化土壤活性形态Cd的效果较为突出,其中RSL和RSLB具有更好的稳定性。（3）探究了不同类型钝化剂及施用方式对污染土壤酶活性的影响,分析了酶活性与土壤Cd的生物有效性和化学活性之间的关系。添加1次钝化剂后,所有处理的蔗糖酶和过氧化氢酶活性分别增加35.9%～233.0%和21.9%～139.3%,蔗糖酶活性的增幅为RSL>RSB>RSLB>CL>RS>C、L,过氧化氢酶活性增幅为RSLB>L、RSL>RS、CL>RSB>C;L、RSB和RSLB处理的脲酶活性提升22.5%～83.6%,升高幅度为RSB>L>RSLB;L、CL、RSL、RSB和RSLB等处理的磷酸酶活性提高4.9%～13.0%,升高幅度为CL>RSB、RSLB>L、RSL。多次添加钝化剂能在不同程度上进一步提升土壤酶活性,添加3次钝化剂后,所有处理的土壤蔗糖酶和过氧化氢酶活性分别提高49.8%～184.2%和65.5%～239.4%;CL和RSLB处理的脲酶活性提高28.1%～38.6%;C、L和RSL处理的磷酸酶活性提高15.4%～31.1%。4种土壤酶中,过氧化氢酶活性与土壤活性形态Cd含量显着负相关（r=-0.456,P<0.01）,与铁锰氧化物结合态Cd含量呈显着正相关（r=0.321,P<0.05）,蔗糖酶（r=-0.545,P<0.01）和过氧化氢酶活性（r=-0.429,P<0.01）与生菜叶片Cd含量均呈显着负相关,表明过氧化氢酶活性可同时指示土壤Cd的生物有效性和化学活性,蔗糖酶活性仅能指示土壤Cd的生物有效性。（4）分析了土壤pH、有机质和铁氧化物等土壤性质与生菜Cd含量、土壤Cd形态及土壤酶活性之间的关系,确定了影响土壤Cd污染原位钝化修复效果的关键因素。多元线性回归分析显示,生菜吸Cd量和土壤酶活性主要受土壤pH影响;土壤活性形态Cd含量主要受土壤pH影响,稳定形态Cd含量则主要受土壤铁氧化物影响。碳酸钙以及碳酸钙与其他材料组合能够大幅度提高土壤pH,水稻秸秆+碳酸钙+细菌组合不仅能提高土壤pH,还会对土壤铁氧化物的形态组成产生较大影响。综合来看,本实验所选用的几种钝化剂中,水稻秸秆+碳酸钙+细菌组合的钝化修复效果和稳定性相对突出,而且该钝化剂中的水稻秸秆和碳酸钙等主要材料来源广泛且成本较低,其在Cd污染农田土壤治理方面具有良好的应用前景。此外,该钝化剂还具有改良土壤结构、提高土壤肥力的作用,可与有机肥结合,制作出兼具重金属钝化和土壤培肥的生物有机肥产品,进一步促进其在重金属污染农田治理中的推广应用。
李响[4]（2021）在《土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土土壤肥力的影响》文中研究表明土层置换是一项土壤改良措施,可以消除一些土壤障碍因素、改善土壤的物理性质。本论文研究了在土层置换与常规施肥的基础上,采取全量秸秆还田、施用有机肥以及增施磷肥三种土壤培肥措施对石灰性黑钙土土壤肥力的影响。试验共设8个处理,分别为:T1土层置换常规施肥、T2土层置换施秸秆、T3土层置换施少量有机肥、T4土层置换施中量有机肥、T5土层置换施多量有机肥、T6土层置换增施20%磷肥、T7土层置换增施40%磷肥、T8土层置换增施60%磷肥。研究结果如下:（1）持续土壤培肥3年后,与T1处理比较,T2处理、T3-T5处理和T6-T8处理,0-20cm土层,土壤碱解氮、土壤有效磷、土壤速效钾含量均有提高,T2处理、T3-T5处理土壤有机质含量有提高;20-40 cm土层,有机质含量、碱解氮含量有提高,土壤速效钾含量影响不明显,T3-T5处理对土壤有效磷含量有提高的作用。（2）0-20 cm土层,土壤p H在8.17-8.76之间,与T1处理比较,T2处理对土壤p H影响不明显,T3-T5处理土壤p H降低。T6-T8处理,随施用磷肥量增加,土壤p H升高。20-40 cm土层,土壤p H在8.24～9.85之间,与T1处理比较,除T8处理外,其他各处理土壤p H均有降低。T3-T5处理,随施用有机肥数量增加,土壤p H降低。T6-T8处理,随施用磷肥量增加,土壤p H升高。（3）持续土壤培肥3年后,与T1处理比较,0-20 cm土层,T2处理水溶性钙离子含量提高,水溶性钠离子、氯离子、硫酸根离子含量降低;T3-T5处理水溶性钾离子、钙离子、镁离子、氯离子、硫酸根离子提高,土壤水溶性钠离子降低;T6-T8处理水溶性钾离子、钙离子、镁离子、硫酸根离子含量升高,水溶性钠离子、氯离子含量下降。20-40 cm土层,T2处理水溶性钾离子、钙离子、镁离子、硫酸根离子含量提高,水溶性钠离子碳酸氢根离子含量降低;T3-T5处理硫酸根离子含量升高,水溶性钾离子、钠离子、镁离子、碳酸氢根离子降低;T6-T8处理硫酸根离子含量升高,水溶性钾离子、钠离子、碳酸氢根离子含量有降低。（4）持续土壤培肥3年后,与T1处理比较,0-20 cm土层,T2处理交换性钙离子、镁离子含量升高,交换性钠含量显着降低;T3-T5处理交换性钙离子含量升高,交换性钠离子、镁离子含量降低;T6-T8处理交换性钙离子含量升高,交换性钠离子含量显着降低。20-40 cm土层,T2处理、T3-T5处理交换性钙离子含量升高,交换性镁离子、钠离子含量降低;T6-T8处理交换性钠离子含量显着降低,随磷肥施用量增加,交换性镁离子含量升高。（5）持续土壤培肥3年后,与T1处理比较,0-20 cm土层,T2处理壤脲酶活性、过氧化氢酶活性、磷酸酶活性和蔗糖酶活性升高;T3-T5处理土壤脲酶活性、蔗糖酶活性升高,T3、T5处理土壤过氧化氢酶的活性提高,T4、T5处理土壤过氧化氢酶的活性升高;T6处理,土壤脲酶活性,碱性磷酸酶活性和蔗糖酶活性升提高,T7处理土壤过氧化氢酶的活性、碱性磷酸酶活性升高,T8处理土壤脲酶活性、过氧化氢酶的活性升高。20-40 cm土层,T2处理土壤脲酶活性降低;除T3处理外,其他各处理土壤脲酶活性均有升高;T2处理、T3-T5处理和T6-T8处理土壤碱性磷酸酶活性升高;除T8处理外,其他处理土壤蔗糖酶活性升高。（6）持续土壤培肥3年时间,2019年,与T1处理比较,T2处理、T3-T5处理和T6-T8处理,玉米植株地上部总氮素积累、总磷素积累增加;T2处理、T4、T5处理和T7、T8处理玉米植株地上部总钾素积累增加;T4、T5处理和T6-T8处理玉米植株根系总氮素积累增加,T2处理、T3-T5处理和T6-T8处理玉米植株根系总钾素积累减少,总磷素积累增加。随有机肥施用量增加,玉米植株根系总氮素、总磷素积累增加,随磷肥施用量增加,玉米植株根系总氮素积累升高。综合土壤各项肥力指标,三种土壤培肥措施对土层置换后石灰性黑钙土的培肥均有良好的效果,其中施用有机肥>增施磷肥>全量秸秆还田。
吴海维[5]（2021）在《耐铅微生物与植物联合修复环境中铅污染的研究》文中研究表明由于工农业的发展,重金属污染对环境和人类的威胁日益严重,重金属铅（Plumbum,Pb）对土壤环境影响严重,土壤中累积的重金属通过生物链影响人类健康甚至生命威胁,生物法处理效率高和无二次污染等优点逐渐成为修复土壤重金属污染的研究热门方向。本论文以细菌和植物的铅耐受性为指标,筛选出对重金属铅具有高耐性的菌株和植物。对筛选菌株进行了准确鉴定并对其生长特性进行了研究,进而探讨了筛选菌株的耐铅机理。通过将筛选菌株接种于耐铅植物的水培液中,研究在重金属铅胁迫下微生物的添加对植物生长和富集铅的影响,并对其机制进行探讨,以期为植物-微生物联合修复环境中铅污染提供理论和实验依据。主要研究结果如下:（1）本文以合肥市某工厂处理水活性污泥为菌种来源,通过铅浓度梯度稀释平板法,筛选出两株对Pb2+具有高耐性的菌株,分别命名为D1和D2。将两株高耐铅菌株进行铅吸附试验,当培养液Pb2+浓度为200mg/L时,菌株D1的铅去除率达到91%,菌株D2的铅去除率达到88%。通过形态学观察和16S r DNA序列分析对筛选菌株进行准确鉴定,结果表明:D1菌株为CFB group bacteria.相似度为99%;D2菌株为Delftia sp.相似度为99%。经查阅资料,筛选的两株菌株在重金属铅污染修复方向暂未报道。（2）筛选菌株的生长曲线研究结果表明:D1菌株的生长调整期为0-4h,4-26h后很快进入生长对数期,并在26h时细菌数目最多,26-60h为D1菌株的生长稳定期,60h后D1菌株进入衰亡期。D2菌株的生长延滞期为1-5h,对数增长期在5-30h左右,在40h时生长最旺盛,30-50h属于稳定期,50h之后为D2菌株的衰亡期。筛选的两株菌株都能在30h内细菌数目达到最多,具有很快的生长优势。（3）通过单因素实验,研究培养基种类、培养基无机盐种类和p H值等因素对D1和D2吸附铅的影响。并通过正交试验,对两株菌株吸附铅的最佳条件进行优化。得到菌株D1的最佳吸附条件为:p H为6,接种量为6%,温度为30度,转速为150r/min或者是p H为7,接种量为6%,温度为35℃,转速为130r/min处理;菌株D2吸附Pb2+的最佳吸附条件为p H为8,接种量6%,温度30℃,转速170r/min。（4）对筛选菌株的耐铅机理进行了初步研究。扫描电镜（SEM）观察发现,菌株吸附Pb2+后,形态均会出现变形,表面有沉积物;能谱扫描（EDS）和面扫描分析实验结果显示,在细胞表面有铅存在;结合吸附时间对细菌生长和铅吸附效率的影响实验,初步提出了D1和D2菌株吸附铅的机理。D1菌株的铅去除机理主要是在细菌细胞内累积,并包括胞外吸附和离子交换共同作用。D2菌株的铅去除机理主要通过胞外吸附,过程快速,吸附效率高。（5）在Pb2+浓度为200mg/L的不同培养液中,通过水培实验,对铁线蕨、绿萝、文竹、芦荟和吊兰5种植物进行耐铅植物的初筛实验,计算富集系数和转移系数。结果表明:五种植物中绿萝的地上部分和根部的富集系数最高,分别为3.00和59.29,均大于1,转移系数最高为0.05。培养30d后,绿萝的地上部分富集系数最高达到3.463,培养60d后转移系数最高可达0.084,绿萝对环境中的重金属铅具有较高的富集能力。（6）在重金属Pb2+（0、50、100、200mg/L）胁迫下对耐铅植物绿萝的生长特性进行研究。结果表明,低浓度的Pb2+（0-50mg/L）对植物的鲜重、株高和根长有促进作用,植物光合作用能力增强,绿萝叶片中叶绿素含量上升,高浓度Pb2+（50-200mg/L）抑制。铅胁迫下植物叶片中超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）和过氧化物酶（POD）活性整体均呈先上升后降低的趋势,在培养液Pb2+浓度为100mg/L培养30d后抗氧化酶活性最大,表明植物体内的抗氧化酶系统能降低细胞受重金属带来的过氧化伤害。随着培养液中Pb2+含量的增加,植物叶片谷胱甘肽（GSH）和丙二醛（MDA）含量也逐渐增加,表明绿萝本身会减少重金属胁迫带来的危害。（7）在水培条件下添加D1菌株至绿萝根部,研究微生物对绿萝生长和富集铅的影响。结果表明,D1菌株能促进绿萝生长,绿萝鲜重增加9.07%,株高增长7.04%,根长增加17.66%。并能提高绿萝的铅积累量,植物地上部分Pb2+含量增加范围为38.65-56.24%,表明菌株D1对绿萝富集重金属的促进作用显着。筛选微生物与植物联合培养后,绿萝叶片中叶绿素含量平均上升34%左右,有利于植物的光合作用。绿萝叶片中超氧化歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）和过氧化物酶（POD）活性均高于未加菌的植物空白组,表明联合培养能有效降低铅胁迫下绿萝的过氧化程度。绿萝叶片中谷胱甘肽（GSH）含量增加、丙二醛（MDA）含量明显降低,表明联合培养可保护植物细胞膜,提升植物对重金属胁迫的耐受能力。
蔡苗苗[6]（2021）在《硒对铬污染土壤上小白菜生长与铬吸收的调节及其根际过程研究》文中研究说明土壤中铬（Cr）通常以Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）形态存在,迁移性和毒性效应迥异。环境中过量的铬会损害植物及土壤健康,并经过食物链威胁人体健康。硒（Se）是人体必需的微量元素,亦是植物生长的有益元素,有助于降低重金属在植物体内的积累。但重金属的积累不仅取决于植物对重金属的吸收能力,更与土壤重金属的生物有效性密切相关,有关硒缓解植物铬胁迫的机制尤其是根际过程鲜有研究。本文研究硒对铬污染土壤上小白菜生长的调节作用,进而分析硒作用下土壤铬生物有效性的变化及其影响因素,阐明硒对调控植物铬吸收的调控作用;深入研究液体培养条件下,硒与菌联合作用降低铬生物有效性的生物化学机制。研究结果将为铬污染土壤的安全利用提供生态安全型新技术、新思路。主要结果如下:（1）硒提升了200 mg/kg Cr（Ⅲ）污染土壤上小白菜地上部（9.51%）和地下部（21.30%）的生物量,而降低了120 mg/kg Cr（Ⅵ）污染土壤上小白菜地上部（25.36%）和地下部（36.00%）的生物量。在100 mg/kg和200 mg/kg Cr（Ⅲ）及60 mg/kg Cr（Ⅵ）污染土壤上,硒促进了小白菜铬吸收;而在120 mg/kg Cr（Ⅵ）污染土壤上,硒抑制了小白菜铬的吸收,地上部、地下部铬含量分别下降了16.8%、30.7%。在本实验污染浓度范围内,Cr（Ⅲ）、Cr（Ⅵ）污染土壤上小白菜对硒的吸收量分别提升了10.26%～35.46%和71.12%～148.72%。（2）硒上调了200 mg/kg Cr（Ⅲ）污染的根际土壤中9,10-环氧硬脂酸、十六烷酸的相对丰度,促进了Cr（Ⅲ）在土壤颗粒表面的吸附,降低了土壤铬的有效性;硒上调了120 mg/kg Cr（Ⅵ）污染的根际土壤中水杨酸相对丰度,抑制了Cr（Ⅵ）在土壤颗粒表面的吸附,提高了土壤铬的有效性。在含硒土壤中,Cr（Ⅲ）污染下调了糖类物质和羧酸类物质相对丰度,提升了硒的吸附量,降低了根际土壤p H,提高了土壤硒的有效性;Cr（Ⅵ）污染引起羧酸类物质相对丰度下调、糖类物质相对丰度上调,显着提高了根际土壤p H,降低了硒的吸附量,显着提高了土壤硒有效性,进而促进植物硒吸收。（3）硒维持了铬污染土壤酶活性及细菌群落结构的稳定性。功能预测结果显示,在200 mg/kg Cr（Ⅲ）污染土壤中,硒显着上调了NAD（P）H硝基还原酶基因的相对丰度,表明微生物群落对铬的还原能力增加,从而降低土壤铬有效性;在120 mg/kg Cr（Ⅵ）污染土壤中,硒显着下调了NADH脱氢酶和谷胱甘肽还原酶基因的相对丰度,降低微生物群落对铬的还原能力,从而提升铬的有效性。与无机硒还原相关的硫酸腺苷转移酶、周质硝酸还原酶、硝酸还原酶、延胡索酸盐还原酶、硫氧还蛋白还原酶、亚硫酸盐还原酶基因的相对丰度的变化趋势与有效硒在铬污染土壤中的变化趋势相反,由此可知,在铬污染土壤中,铬是通过降低微生物对硒的还原能力,提高了土壤硒的有效性。（4）硒缓解了铬对蜡样芽孢杆菌（Bacillus cereus）生长的抑制,促进了Cr（Ⅵ）的还原,并伴有纳米硒单质产生。Se（Ⅳ）或Cr（Ⅵ）的单独存在显着抑制了菌体的繁殖,Se（Ⅳ）促进了Cr（Ⅵ）胁迫下菌体的繁殖,显着缓解了Cr（Ⅵ）毒害造成的菌体空泡化现象;菌体可高效还原Se（Ⅳ）和Cr（Ⅵ）,Se（Ⅳ）显着促进了菌体对Cr（Ⅵ）的还原,且伴有红色物质产生:在培养至4 h时,菌体对Se（Ⅳ）的还原率已达98%以上,但无红色物质产生,当菌体培养至32 h,菌体对Cr（Ⅵ）还原率为42.57%,加入10 mg/L Se（Ⅳ）以后Cr（Ⅵ）还原率提升至99.28%,且伴有红色物质产生;经扫描电镜及X射线能谱联用分析,该红色物质为含硒、铬的纳米颗粒,推测为吸附有C（Ⅲ）的纳米硒单质（Se NPs）。因此,硒与具有Se NPs合成能力的微生物联用可强化铬污染修复效果,但其实际应用价值有待检验。
李纬楠[7]（2021）在《黑松、赤松无性系遗传多样性分析》文中研究说明黑松、赤松是我国东部沿海地区传统的沿海防护林和荒山绿化树种。黑松自19世纪引进我国,赤松则为典型的乡土树种,二者分别为山东传统沿海防护林的建群树种和荒山绿化树种,其生态作用、经济功能、美化功能不容小觑。但现有的山东林区生产能力水平降低、生物多样性下降、生态环境趋于恶化,为了对省内林区进行质量提升,优良的黑松、赤松品系亟待培育、推广。本研究从生长、生理生化和SSR分子标记三个角度,对来自烟台的黑松、赤松各23个无性系进行了遗传多样性评价,建立了各无性系的指纹图谱和分子检索表,并筛选了优良无性系,具体结果如下:（1）不同黑松、赤松无性系生长指标评价不同黑松、赤松无性系树高及冠幅差异均达到极显着水平（P<0.01）:黑松树高最大出现在6#,最小出现在5#,平均值为1.85 m;冠幅最大出现在6#,最小出现在19#,平均值为1.46 m;赤松树高最大出现在21#,最小出现在6#,平均值为1.53 m;冠幅最大出现在17#,最小出现在2#,平均值为1.62 m。树种间比较来看,黑松的树高均值要大于赤松,冠幅则小于赤松。（2）黑松、赤松无性系生理生化特性评价不同黑松、赤松无性系可溶性蛋白含量、叶绿素含量、过氧化氢酶活性、过氧化物酶活性、超氧化物歧化酶活性差异均达到极显着（P<0.01）水平:黑松可溶性蛋白含量最高出现在6#,最低出现在14#,平均值为1.47 mg·g-1 FW;叶绿素含量最高出现在12#,最低出现在2#,平均值为0.877mg·g-1 FW;过氧化氢酶活性最高出现在11#,最低出现在6#,平均值为879.83u·g-1·min-1 FW;过氧化物酶活性最高出现在16#,最低出现在1#,平均值为4195.07u·g-1·min-1 FW;超氧化物歧化酶活性最高出现在18#,最低出现在23#,平均值为949.69U·g-1 FW。赤松可溶性蛋白含量最高出现在23#,最低出现在15#,平均值为1.30 mg·g-1 FW;叶绿素含量最高出现在7#,最低出现在5#,平均值为0.968 mg·g-1 FW;过氧化氢酶活性最高出现在1#,最低出现在21#,平均值为815.41 u·g-1·min-1 FW;过氧化物酶活性最高出现在20#,最低出现在19#,平均值为1499.72 u·g-1·min-1 FW;超氧化物歧化酶活性最高出现在10#,最低出现在14#,平均值为888.19 U·g-1 FW。树种间比较来看,黑松的可溶性蛋白含量、过氧化氢酶活性、过氧化物酶活性和超氧化物歧化酶活性均值大于赤松,叶绿素含量则小于赤松。黑松的树高与过氧化物酶活性呈显着正相关;冠幅与可溶性蛋白含量、过氧化物酶活性呈显着正相关。赤松的树高与可溶性蛋白含量呈显着正相关,与过氧化氢酶活性呈显着负相关;冠幅与叶绿素含量、超氧化物歧化酶活性呈显着正相关。（3）黑松、赤松无性系基于SSR的遗传多样性评价采用毛细管荧光标记检测技术对6对黑松的SSR位点的PCR产物进行测序,得到20对等位基因,平均为3.333个。遗传多样性分析表明,6对SSR引物的多态信息含量（PIC）范围为0.357～0.523,平均值为0.399;观测杂合度（Obs＿Het）为0.3913～0.9565,平均值为0.5763,期望杂合度（Exp＿Het）为0.4232～0.6060,平均值为0.5073。对6对赤松的SSR位点的PCR产物进行测序,得到28对等位基因,平均为4.667个。遗传多样性分析表明,6对SSR引物的多态信息含量（PIC）范围为0.080～0.766,平均值为0.402,可以用于赤松分子遗传研究;观测杂合度（Obs＿Het）为0.0870～0.7826,平均值为0.3567,其中期望杂合度（Exp＿Het）为0.0850～0.8106,平均值为0.4508。黑松、赤松无性系多态性较好,遗传多样性较为丰富。基于不同引物产生的条带多态性,可以构建指纹检索图谱与分子检索表对试验无性系进行区分,利用6对引物中的5对,可将除8#与10#的黑松无性系区别开,利用6对引物中的4对,可将所有赤松无性系区别开。利用Nei’s遗传距离可以将黑松、赤松无性系各聚为三类,分别与其地理区位大致相符。（4）优良无性系选择基于生长指标和生理指标选择黑松11#、6#、21#、16#为优良无性系,选择赤松20#、18#、17#、21#为优良无性系。
冯秀伟[8]（2021）在《复合改良剂—龙葵对钢铁工业重金属污染土壤的联合修复技术研究》文中提出钢铁行业产生废渣、废水以及尾气飘尘,其中含有多种重金属,它们伴随大气沉降和废渣渗滤等作用进入土壤,造成不同程度的污染。土壤中重金属含量高,往往会抑制植物生长,并且通过食物链转移到动物或人体中,对生态系统造成威胁。故钢铁行业废弃场地的土壤需要用环境友好的技术进行修复。目前主要通过各种物理、化学、生物技术修复重金属污染土壤。外源施用改良剂可以促进植物修复的潜力、提高修复效率、降低修复成本。本文通过初步筛选确定五种改良剂,进行四水平五因子的正交模拟实验,确定复合改良剂的最佳添加配比,并通过分析植物指标与土壤指标初步探究改良机理以及改良剂与龙葵的相互作用机理。同时通过土柱实验研究较优配比的复合改良剂对重金属在垂直方向上迁移的影响,探究复合改良剂对重金属迁移的限制效果及机理。主要研究成果如下:（1）论文首先对研究区域的土壤进行重金属含量测定,在目前钢铁厂常被测定的10种重金属中,供试土壤的Pb、Zn、Cd超过土壤质量标准并远高于当地土壤背景值,选定Pb、Zn、Cd为修复目标重金属。（2）通过测定对降低土壤DTPA可提取态Pb、Zn、Cd含量及提高土壤过氧化氢酶活性的效果,初步筛选出有机肥（生物发酵鸡粪肥）、生物炭（400℃小麦秸秆生物炭）、麦饭石、凹凸棒、钙镁磷肥五种材料作为正交试验的材料。其中,有机肥、生物炭、硅酸盐矿物、磷肥四类改良剂分别对提高土壤过氧化氢酶活性、降低土壤中DTPA可提取态Zn、降低土壤中DTPA可提取态Cd降低土壤中DTPA可提取态Pb效果最显着。（3）进行四水平五因子的正交试验,通过对龙葵根长、株高、生物量的结果分析,选出较优处理组:T3（有机肥0%、生物炭2%、麦饭石2%、凹凸棒2%、钙镁磷肥2%）、T11（有机肥2%、生物炭2%、麦饭石0%、凹凸棒1%、钙镁磷肥3%）,并通过正交试验的均值分析得到最优配比T17（有机肥2%、生物炭2%、麦饭石2%、凹凸棒1%、钙镁磷肥2%）。（4）复合改良剂对龙葵体内的重金属含量有显着影响。T3、T11及T17处理均可提高龙葵根部固定、累积重金属的能力,并且抑制重金属向地上部转移。添加复合改良剂尤其是T17处理,可以增加龙葵体内叶绿素含量,降低抗氧化酶活性。复合改良剂使得龙葵所受的重金属胁迫下降,膜脂过氧化程度降低,各器官膜系统受损程度下降,同时改善了光合作用。龙葵进行植物修复的主要类型是植物稳定。（5）各处理均可辅助龙葵降低土壤中重金属含量,固定土壤中的重金属,使其残渣态升高,降低土壤重金属的生物有效性。各处理中,T17处理效果最显着,T17处理的重金属的去除率依次为Zn（44.0%）>Cd（39.5%）>Pb（36.7%）。通过土柱实验可知,不同重金属的迁移程度排序为Cd>Zn>Pb。各处理均可抑制Pb、Zn、Cd在垂直方向上的迁移,T17处理对降低Zn和Cd迁移效果最显着,T17对Pb的迁移抑制略低于T11,故T17处理为降低重金属在垂直方向上迁移的最优配比。同时结合前文重金属含量、形态及植物酶活性研究,T17处理（有机肥2%、生物炭2%、麦饭石2%、凹凸棒1%、钙镁磷肥2%）为重金属污染土壤的最优复合改良剂。
邓章轩[9]（2021）在《苔藓对氡的吸附富集特性及机理研究》文中研究指明改善铀矿冶工业（铀尾矿、铀废石场、铀矿山退役区域等）周边环境放射性氡及子体污染的技术瓶颈问题之一是具有吸附、富集和固定作用的覆盖植物品种的筛选。本论文以小叶美喙藓（Eurhynchium filiforme）、大灰藓（Hypnum plumaeforme）和大羽藓（Thuidium plumulosum）为材料,经过氡暴露处理,分析苔藓对氡的吸附富集特性与生理生化机制,筛选出氡吸附能力较好的苔藓品种;以扫描电镜、红外光谱等分析手段,分析苔藓植物的形貌特征;通过盆栽实验,分析苔藓对氡子体铋（Bi）和铅（Pb）的富集特性及生理响应。研究结果如下（1）低浓度（3000～3200 Bq/m3）、中浓度（6000～6200 Bq/m3）和高浓度（12000～12200 Bq/m3）氡暴露16 h内,小叶美喙藓、大灰藓和大羽藓的氡吸附量随着暴露时间的延长呈先增后减趋势,在暴露时间2～4 h达到最大值。小叶美喙藓在三种氡暴露浓度下的最大氡吸附量分别为89.2 Bq/g DW（植物干重）、162.3 Bq/g DW、264.4 Bq/g DW,大灰藓的最大氡吸附量分别为42.4 Bq/g DW、59.3 Bq/g DW、127.1 Bq/g DW,大羽藓的最大氡吸附量分别为47.3 Bq/g DW、66.3 Bq/g DW、143.8 Bq/g DW。三种苔藓植物的氡吸附能力大小依次为小叶美喙藓>大羽藓>大灰藓。形貌分析结果显示,三种苔藓中,单一叶片面积大小依次为大灰藓>小叶美喙藓>大羽藓,比叶面积大小依次为小叶美喙藓>大羽藓>大灰藓。小叶美喙藓叶片表面粗糙,叶片间排列疏松,单位质量配子体的叶表面积大,对氡具有较强的富集能力。（2）氡胁迫浓度（3000～3200 Bq/m3）、（6000～6200 Bq/m3）、（12000～12200 Bq/m3）下,小叶美喙藓的叶绿素a、叶绿素b和总叶绿素含量较对照组分别下降了10.5%、15.0%和11.5%;大灰藓的叶绿素a、叶绿素b和总叶绿素含量较对照组分别下降了31.4%、21.5%和27.9%;大羽藓的叶绿素a、叶绿素b和总叶绿素含量较对照组分别下降了18.4%、5.1%和14.3%。随着氡胁迫浓度的增加,小叶美喙藓的光化学淬灭系数q P下降,初始荧光Fo、最大光化学效率Fv/Fm、有效量子产量Y（Ⅱ）和非光化学淬灭系数q N无显着变化,大灰藓和大羽藓的Fv/Fm、Y（Ⅱ）、q P显着下降,Fo上升,q N先上升后下降。三种苔藓对氡的耐受能力依次为:小叶美喙藓>大羽藓>大灰藓。随着氡胁迫浓度的增加,三种苔藓的丙二醛含量和脯氨酸含量上升,可溶性蛋白含量先上升后下降,超氧化物岐化酶SOD活性上升,过氧化氢酶CAT活性先上升后下降。过氧化物酶POD活性在小叶美喙藓中表现为先上升后下降,在大灰藓和大羽藓中表现为下降。（3）在铋（Bi）浓度（0、0.01、0.1、1.0 m M）,铅（Pb）浓度（0、0.01、0.1、1.0 m M）处理下,小叶美喙藓、大灰藓和大羽藓对Bi的胞外富集量为937.83～1054.33 mg/kg,胞内富集量为162.16～250.60 mg/kg;对Pb的胞外富集量为263.38～769.44 mg/kg,胞内富集量为100.85～210.61 mg/kg。三种苔藓对Bi和Pb的吸附富集方式是胞外富集为主,胞内富集为辅。三种苔藓对Bi和Pb的富集能力表现依次为:小叶美喙藓>大羽藓>大灰藓。Bi胁迫下三种苔藓的叶绿素a含量和叶绿素b含量降幅分别为10.1%～18.8%和11.7%～38.7%。Pb胁迫下三种苔藓的叶绿素a含量和叶绿素b含量降幅分别为14.3%～34.1%和30.1%～52.8%。Bi胁迫下小叶美喙藓和大羽藓的最大光化学效率Fv/Fm先上升后下降,有效量子产量Y（Ⅱ）、光化学淬灭系数q P下降,非光化学淬灭系数q N上升,大灰藓的Fv/Fm、Y（Ⅱ）、q P下降,q N上升。Pb胁迫下小叶美喙藓的Fv/Fm、Y（Ⅱ）、q P下降,q N上升,大灰藓和大羽藓的Fv/Fm、Y（Ⅱ）、q P下降,q N先上升后下降。Pb对苔藓的毒害作用大于Bi。
李享[10]（2019）在《铅和二氧化硫衍生物胁迫对活血丹形态及生理特性的影响》文中研究说明近年来重金属污染中的铅（Pb）污染和空气污染中的二氧化硫（SO2）污染越来越严重,而在恶劣环境下,绿化植物的生长发生变化,其景观效果受到影响。其中,野生草本植物作为园林绿化应用中的重要组成部分,常常被忽略。活血丹（Glechoma longituba）是一种适应能力强并有较高的园林应用价值的草本植物,具有很广阔的应用前景。因此,本研究以活血丹为试验材料,通过模拟重金属铅和SO2衍生物胁迫,分别从植物的形态和生理特性指标研究铅、S02衍生物（Na2S03-NaHSO3）胁迫下活血丹的反应。研究结果如下:1.不同浓度的铅处理下,活血丹的受伤害程度不同,活血丹的叶长、叶宽以及叶面积均表现出明显的差异,活血丹的叶长、叶宽以及叶面积随着铅处理浓度的增加呈逐渐降低的趋势,说明铅处理抑制了活血丹的生长。另外,铅胁迫下,活血丹的可溶性蛋白含量呈下降趋势;丙二醛含量（MDA）、细胞膜透性、游离脯氨酸含量和可溶性糖含量则呈逐渐上升趋势;活血丹叶片的SOD、POD、CAT、APX、PAL以及PPO活性均先不断升高,其中超过800 mg·kg-1的铅处理会随着胁迫时间的延长呈现出不同程度的下降趋势,说明活血丹对低于800 mg·kg-1的铅污染有一定的抵抗能力。2.铅胁迫还会影响活血丹的光合作用,本研究中在铅处理浓度100 mg·kg-1、300 mg·kg-1和500 mg·kg-1时,活血丹叶片的Pn、Tr、Gs和叶绿素含量先增加后降低,其他浓度处理则持续下降:而Ci则与铅胁迫浓度呈负相关性,表现为持续上升趋势。另外,光响应曲线表明活血丹叶片的pn均在一定光强范围内呈先逐渐升高后缓慢降低的趋势,其中铅浓度越高,下降的越多。铅胁迫下,活血丹叶片的Amax、Rd、LSP和AQE逐渐降低,LCP则逐渐增加。总而言之,铅胁迫会影响活血丹的正常光合作用。3.SO2衍生物（Na2SO3-NaHSO3）胁迫数据显示,随着时间的延长以及SO2衍生物处理浓度的升高,活血丹的受伤害症状越明显,活血丹的叶长、叶宽以及叶面积呈逐渐降低的趋势,其中浓度20 mmol·L-1的处理在胁迫初期与对照相比差异不显着（P>0.05）,而其他各处理与对照相比均差异显着（P<0.05）。同时,活血丹叶片的叶绿素含量和可溶性蛋白含量随胁迫时间而逐渐下降,其它指标如丙二醛含量（MDA）、细胞膜透性、游离脯氨酸含量和可溶性糖含量却逐渐增加并趋于稳定的水平,特别是处理浓度150 nmmol·L-1和200 mmol·L-1与对照相比差异最大。另外,活血丹叶片的SOD、POD、CAT和APX活性先快速上升,但随着SO2衍生物处理时间的延长,浓度150 mmol·L-1和200 mmol·L-1的处理开始下降。数据表明浓度20 mmol·L-1的处理在胁迫初期较对照无显着的差异性（P>0.05）。另外,活血丹受到SO2衍生物的胁迫时,PAL和PPO活性同样呈先升后降的趋势。
二、空气污染对几种植物过氧化氢酶活性的影响（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、空气污染对几种植物过氧化氢酶活性的影响（论文提纲范文）
（1）胁迫条件下菌剂对排土场土壤性质和植物生理的影响研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究目的和意义 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 2 研究区概况与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 试验设计与研究方法 |
| 2.3 数据处理与分析 |
| 3 干旱胁迫下菌剂单施及混施对土壤性质及植物抗逆性影响 |
| 3.1 干旱胁迫下菌剂单施及混施对土壤性质影响 |
| 3.2 干旱胁迫下菌剂单施及混施对植物抗逆性指标的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 4 盐分胁迫下菌剂单施及混施对土壤性质及植物抗逆性影响 |
| 4.1 盐分胁迫下菌剂单施及混施对土壤性质影响 |
| 4.2 盐分胁迫下菌剂单施及混施对植物抗逆性指标的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 5 重金属胁迫下菌剂单施及混施对土壤性质及植物抗逆性影响 |
| 5.1 重金属胁迫下菌剂单施及混施对土壤性质影响 |
| 5.2 重金属胁迫下菌剂单施及混施对植物抗逆性指标的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 6 菌剂作用下土壤性质与植物抗逆性的相关关系与聚类分析 |
| 6.1 土壤性质与植物抗逆性的相关性分析 |
| 6.2 土壤性质与植物抗逆性在不同处理、不同胁迫梯度下的系统聚类 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（2）松土及生草对几种木本园林植物根际土壤性质及生长发育的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Summary |
| 第一章 文献综述 |
| 1 研究背景 |
| 1.1 根际土壤微环境及研究概况 |
| 1.2 园林植物及土壤管理现状 |
| 2 松土对植物根际微环境及生长发育的影响 |
| 2.1 松土对土壤理化性质的影响 |
| 2.2 松土对土壤肥力相关酶和微生物的影响 |
| 2.3 松土对植物生长发育的影响 |
| 3 生草对植物根际微环境及生长发育的影响 |
| 3.1 生草对土壤理化性质的影响 |
| 3.2 生草对土壤肥力相关酶和微生物数量的影响 |
| 3.3 生草对植物生长发育的影响 |
| 4 研究目的与技术路线 |
| 4.1 研究目的 |
| 4.2 技术路线 |
| 第二章 松土及自然生草促进文冠果生长发育的生理机制研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验田概况 |
| 1.2 实验设计及样品采集 |
| 1.3 指标测定 |
| 1.3.1 土壤理化性状 |
| 1.3.2 土壤肥力相关酶活性 |
| 1.3.3 土壤微生物数量的测定 |
| 1.3.4 植株形态、生长发育指标的测定 |
| 1.3.5 根系生理、根系形态指标的测定 |
| 1.4 数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 松土与自然生草对文冠果根际土壤理化性质的影响 |
| 2.2 松土与自然生草对文冠果根际土壤肥力相关酶活性的影响 |
| 2.3 松土与自然生草对文冠果根际土壤微生物数量的影响 |
| 2.4 松土与自然生草对文冠果根系生理代谢的影响 |
| 2.5 松土与自然生草对根系形态的影响 |
| 2.6 松土与自然生草对文冠果地上部分生长发育指标的影响 |
| 3 讨论 |
| 3.1 松土及自然生草对文冠果根际土壤微环境的影响 |
| 3.2 松土及自然生草对文冠果根系生理代谢的影响 |
| 3.3 松土及自然生草对文冠果根系形态及地上部分生长发育的影响 |
| 4 结论 |
| 第三章 松土对几种木本园林植物根际土壤性质及生长发育的影响及分析 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试验区地址 |
| 1.3 实验设计及样品采集 |
| 1.4 指标测定 |
| 1.5 数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 松土对几种木本园林植物根际土壤理化性质的影响 |
| 2.2 松土对几种木本园林植物根际土壤肥力相关酶活性的影响 |
| 2.3 松土对几种木本园林植物根际土壤微生物数量的影响 |
| 2.4 松土对几种木本园林植物生长发育指标的影响 |
| 2.5 几种木本植物土壤养分因子相关性分析 |
| 2.6 主成分分析 |
| 3 讨论 |
| 3.1 松土对几种木本园林植物根际土壤理化性质的影响 |
| 3.2 松土对几种木本园林植物根际土壤肥力相关酶活性及微生物数量的影响 |
| 3.3 松土对几种木本园林植物生长发育的影响 |
| 3.4 土壤肥力综合评价 |
| 4 结论 |
| 第四章 生草对几种木本园林植物根际土壤微环境及生长发育的影响及分析 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试验区地址 |
| 1.3 实验设计及样品采集 |
| 1.4 指标测定 |
| 1.5 数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 生草对几种木本园林植物根际土壤理化性质的影响 |
| 2.2 生草对几种木本园林植物根际土壤肥力相关酶活性的影响 |
| 2.3 生草对几种木本园林植物根际土壤微生物数量的影响 |
| 2.4 生草对几种木本园林植物生长发育指标的影响 |
| 2.5 几种木本植物土壤养分因子相关性分析 |
| 2.6 主成分分析 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
| 第五章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 导师简介 |
（3）湖北大冶矿区镉污染农田土壤原位钝化修复及其稳定性（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 第一章 前言 |
| 1.1 农田土壤重金属来源 |
| 1.2 农田土壤重金属污染的危害 |
| 1.3 土壤重金属的化学形态 |
| 1.4 土壤固相组分对重金属吸附及活性的影响 |
| 1.5 环境因素对土壤重金属形态分布及活性的影响 |
| 1.6 农田土壤重金属污染修复方法 |
| 1.6.1 化学钝化 |
| 1.6.2 生物修复 |
| 1.6.3 农业生态修复 |
| 1.7 原位钝化修复对土壤性质的影响 |
| 1.8 研究目标和内容 |
| 1.9 技术路线 |
| 第二章 田间试验设计 |
| 2.1 矿区农田镉污染状况调查 |
| 2.2 土壤重金属污染评价及小区试验选点 |
| 2.3 原位钝化修复试验 |
| 2.3.1 供试土壤 |
| 2.3.2 小区试验设计 |
| 第三章 原位钝化修复对生菜产量及镉含量的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 生菜产量 |
| 3.3.2 生菜Cd含量 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 原位钝化修复对土壤镉形态的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同钝化剂处理的土壤各形态Cd含量 |
| 4.3.2 不同钝化剂处理的土壤Cd形态分布 |
| 4.3.3 土壤镉的移动性 |
| 4.3.4 土壤各形态镉含量与生菜中镉含量相关性分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 原位钝化修复对土壤酶活性的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 蔗糖酶活性 |
| 5.3.2 脲酶活性 |
| 5.3.3 中性磷酸酶活性 |
| 5.3.4 过氧化氢酶活性 |
| 5.3.5 土壤酶活性与生菜Cd含量、土壤Cd形态的相关性分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 土壤关键性质与原位钝化修复效果的关系 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 不同钝化剂处理的土壤p H值 |
| 6.3.2 不同钝化剂处理的土壤SOM与DOC含量 |
| 6.3.3 不同钝化剂处理的土壤铁氧化物含量 |
| 6.3.4 生菜吸镉量、土壤镉形态及土壤酶活性与土壤性质之间的关系 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 研究结论、创新点和展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间撰写的论文 |
| 致谢 |
（4）土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土土壤肥力的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 土层置换的研究与应用 |
| 1.2.2 长期施用化学肥料对土壤肥力的影响 |
| 1.2.3 有机肥的施用对土壤肥力的影响 |
| 1.2.4 秸秆还田对土壤肥力的作用 |
| 1.2.5 石灰性黑钙土的特点 |
| 1.3 研究内容 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 试验地概况 |
| 2.2 试验的设计及实施 |
| 2.2.1 试验设计 |
| 2.2.2 试验的实施与管理 |
| 2.3 样品采集及处理方法 |
| 2.3.1 土壤样品采集与制备 |
| 2.3.2 植株样品采集与制备 |
| 2.4 土壤与植株的检测项目与方法 |
| 2.5 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土速效养分、有机质和p H的影响 |
| 3.1.1 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土碱解氮含量的影响 |
| 3.1.2 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土有效磷含量的影响 |
| 3.1.3 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土速效钾含量的影响 |
| 3.1.4 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土有机质含量的影响 |
| 3.1.5 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土p H的影响 |
| 3.2 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土可溶性盐组成和含量的影响 |
| 3.2.1 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土水溶性钾离子含量的影响 |
| 3.2.2 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土水溶性钙离子含量的影响 |
| 3.2.3 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土水溶性钠离子含量的影响 |
| 3.2.4 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土水溶性镁离子含量的影响 |
| 3.2.5 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土碳酸氢根离子含量的影响 |
| 3.2.6 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土氯离子含量的影响 |
| 3.2.7 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土硫酸根含量的影响 |
| 3.3 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土交换性盐基离子含量的影响 |
| 3.3.1 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土交换性钠含量的影响 |
| 3.3.2 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土交换性钙含量的影响 |
| 3.3.3 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土交换性镁含量的影响 |
| 3.4 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土酶活性的影响 |
| 3.4.1 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土土壤脲酶活性的影响 |
| 3.4.2 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土过氧化氢酶活性的影响 |
| 3.4.3 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土碱性磷酸酶活性的影响 |
| 3.4.4 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土土壤蔗糖酶活性的影响 |
| 3.5 土层置换及土壤培肥对玉米植株养分积累的影响 |
| 3.5.1 土层置换及土壤培肥对玉米植株地上部氮素积累的影响 |
| 3.5.2 土层置换及土壤培肥对玉米植株根系氮素积累的影响 |
| 3.5.3 土层置换及土壤培肥对玉米植株地上部磷素积累的影响 |
| 3.5.4 土层置换及土壤培肥对玉米植株根系磷素积累的影响 |
| 3.5.5 土层置换及土壤培肥对玉米植株地上部钾素积累的影响 |
| 3.5.6 土层置换及土壤培肥对玉米植株根系钾素积累的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土速效养分、有机质和p H的影响 |
| 4.2 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土可溶性盐组成和含量的影响 |
| 4.3 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土交换性盐基离子含量的影响 |
| 4.4 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土酶活性的影响 |
| 4.5 土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土玉米植株养分积累的影响 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（5）耐铅微生物与植物联合修复环境中铅污染的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 研究背景 |
| 1.3 土壤中铅的来源和危害 |
| 1.3.1 重金属铅的来源 |
| 1.3.2 重金属铅的危害 |
| 1.4 铅污染土壤修复技术国内外研究进展 |
| 1.4.1 物理法 |
| 1.4.2 化学法 |
| 1.4.3 生物法 |
| 1.4.4 植物-微生物联合修复 |
| 1.5 研究内容与方案 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究创新点 |
| 1.6 研究的目的与意义 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 土壤重金属铅污染的微生物修复 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 样品来源 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 试验仪器与设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 菌株的富集 |
| 2.2.2 菌株的初筛 |
| 2.2.3 初筛菌株的分离纯化 |
| 2.2.4 菌株的复筛 |
| 2.2.5 菌株的保藏 |
| 2.2.6 耐铅微生物的吸附铅能力测定 |
| 2.2.7 筛选菌株的形态观察和鉴定 |
| 2.2.8 耐铅微生物的生长曲线测定 |
| 2.2.9 筛选微生物对其它重金属的耐受能力测定 |
| 2.2.10 影响菌株生长的单因素实验 |
| 2.2.11 正交试验 |
| 2.2.12 筛选菌株吸附铅机理研究 |
| 2.3 实验结果和讨论 |
| 2.3.1 菌株的筛选实验结果 |
| 2.3.2 筛选菌株的形态观察和鉴定 |
| 2.3.3 耐铅微生物的生长曲线测定 |
| 2.3.4 筛选微生物对其它重金属的耐受能力测定 |
| 2.3.5 影响菌株生长的单因素实验 |
| 2.3.6 正交试验 |
| 2.3.7 筛选菌株吸附铅机理研究 |
| 第三章 重金属铅污染的植物修复 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验植物 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 耐重金属植物筛选水培实验设计 |
| 3.2.2 .植物收割 |
| 3.2.3 植物生物量测定 |
| 3.2.4 植物体内重金属Pb~(2+)含量测定 |
| 3.2.5 植物萃取效率指标 |
| 3.2.6 植物叶绿素含量的测定 |
| 3.2.7 植物超氧化物歧化酶(SOD)活性的测定 |
| 3.2.8 植物过氧化物酶(POD)活性的测定 |
| 3.2.9 植物过氧化氢酶(CAT)活性的测定 |
| 3.2.10 植物谷胱甘肽(GSH)测定 |
| 3.2.11 植物丙二醛(MDA)测定 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 耐重金属铅修复植物的筛选 |
| 3.3.2 不同生长时期绿萝的生物量变化 |
| 3.3.3 植物叶绿素含量的测定 |
| 3.3.4 植物抗氧化物酶活性的测定 |
| 3.3.5 植物谷胱甘肽活性的测定 |
| 3.3.6 植物丙二醛活性的测定 |
| 3.3.7 绿萝对培养液Pb~(2+)富集的影响 |
| 第四章 重金属铅污染的植物-微生物联合修复 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 耐铅菌株 |
| 4.1.2 植物材料 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 供试菌株培养与细胞悬液制备 |
| 4.2.2 水培试验设计 |
| 4.2.3 植物收割和生物量测定 |
| 4.2.4 植物体内和培养液中重金属Pb~(2+)含量测定 |
| 4.2.5 植物叶绿素含量的测定 |
| 4.2.6 植物超氧化物歧化酶(SOD)活性的测定 |
| 4.2.7 植物过氧化物酶(POD)活性的测定 |
| 4.2.8 植物过氧化氢酶(CAT)活性的测定 |
| 4.2.9 植物谷胱甘肽(GSH)测定 |
| 4.2.10 植物丙二醛(MDA)测定 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 不同生长时期绿萝生物量变化 |
| 4.3.2 微生物处理后绿萝对铅离子富集的影响 |
| 4.3.3 微生物处理后植物叶绿素含量变化 |
| 4.3.4 微生物处理后植物植物抗氧化物酶活性的影响 |
| 4.3.5 植物叶片中谷胱甘肽活性的影响 |
| 4.3.6 植物叶片中丙二醛活性的影响 |
| 第五章 结论和展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 存在问题及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（6）硒对铬污染土壤上小白菜生长与铬吸收的调节及其根际过程研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语表(Abbreviations) |
| 1 前言 |
| 1.1 问题的由来 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤铬污染的来源及现状 |
| 1.2.2 土壤铬的有效性及其影响因素 |
| 1.2.3 铬对植物的危害与土壤修复 |
| 1.2.4 土壤硒及其植物学功能 |
| 1.2.5 硒降低植物重金属积累 |
| 1.3 研究目的、意义、内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究目的与意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 硒对铬污染土壤上小白菜生长及硒、铬含量的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验方案 |
| 2.2.3 测定项目及方法 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 硒对铬污染土壤上小白菜生长的影响 |
| 2.3.2 硒对铬污染土壤上小白菜各部位铬含量的影响 |
| 2.3.3 铬污染土壤上小白菜各部位的硒含量 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 硒缓解了铬对小白菜生长的抑制 |
| 2.4.2 硒小白菜的铬吸收具有双重作用 |
| 2.4.3 铬污染土壤上小白菜硒积累与分布特征 |
| 2.5 小结 |
| 3 硒对铬污染土壤硒、铬有效性及p H的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验方案 |
| 3.2.3 测定项目及方法 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 硒对铬污染土壤有效铬含量的影响 |
| 3.3.2 铬污染土壤有效硒含量的变化 |
| 3.3.3 土壤p H的变化 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 4 硒对铬污染土壤有机物含量及组成的调控 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验方案 |
| 4.2.3 测定项目及方法 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 硒对铬污染土壤有机质含量的影响 |
| 4.3.2 硒对铬污染土壤红外光谱特征的影响 |
| 4.3.3 土壤有机物的LC-MS鉴定 |
| 4.3.4 施硒土壤对铬的吸附特征 |
| 4.3.5 铬污染土壤对硒的吸附特征 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 硒对铬污染土壤有机物组成及含量的调控 |
| 4.4.2 土壤有机物对硒、铬有效性的调控机制 |
| 4.5 小结 |
| 5 硒对铬污染土壤微生物生态特征的调控 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验方案 |
| 5.2.3 测定项目及方法 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 硒对铬污染土壤酶活性的影响 |
| 5.3.2 硒对铬污染土壤细菌群落多样性的影响 |
| 5.3.3 硒对铬污染土壤细菌群落组成的影响 |
| 5.3.4 硒、铬对土壤细菌群落功能的调控 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 硒对铬污染土壤酶学特征的调控 |
| 5.4.2 硒对铬污染土壤细菌群落的塑造 |
| 5.4.3 硒对铬污染土壤硒、铬有效性的微生物调控机制 |
| 5.5 小结 |
| 6 硒联合蜡样芽孢杆菌还原铬的生物化学机制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验材料 |
| 6.2.2 试验方案 |
| 6.2.3 测定项目及方法 |
| 6.2.4 数据分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 硒与蜡样芽孢杆菌联合降铬效果初探 |
| 6.3.2 不同时间点硒与蜡样芽孢杆菌联合降铬效果验证 |
| 6.3.3 硒与蜡样芽孢杆菌联合降铬产物的观测及表征 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论、创新点以及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录Ⅰ 正、负离子模式下根际有机物主成分分析图 |
| 附录Ⅱ 正、负离子模式下OPLS-DA模型统计分析 |
| 附录Ⅲ 正、负离子模式下根际差异代谢物热图 |
| 附录Ⅳ 组间标志性差异微生物LDA值柱状图 |
| 附录Ⅴ 攻读博士学位期间主要成果 |
| 致谢 |
（7）黑松、赤松无性系遗传多样性分析（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 黑松、赤松简介 |
| 1.2 黑松、赤松生长指标研究进展 |
| 1.3 黑松、赤松生理生化(抗性)研究进展 |
| 1.4 黑松、赤松遗传多样性研究进展 |
| 1.5 SSR分子标记技术在林木中的应用 |
| 1.6 本研究的目的和意义 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验地概况 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 黑松、赤松的生长指标测定 |
| 2.3.2 黑松、赤松生理生化指标测定 |
| 2.3.3 黑松、赤松分子指标测定 |
| 2.4 数据处理 |
| 2.4.1 生长指标与生理生化指标数据处理 |
| 2.4.2 分子指标数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同黑松、赤松无性系生长指标差异分析 |
| 3.2 不同黑松、赤松无性系生理生化差异分析 |
| 3.3 不同黑松、赤松无性系的多指标分析 |
| 3.3.1 不同黑松、赤松无性系生长与生理生化指标的聚类分析与主成分分析 |
| 3.3.2 基于生长指标与生理生化指标的优良无性系筛选 |
| 3.3.3 生长指标与生理生化指标皮尔逊相关性分析 |
| 3.4 基于SSR分子标记的不同黑松、赤松无性系遗传多样性分析 |
| 3.4.1 SSR-PCR产物测序结果与引物的筛选 |
| 3.4.2 条带多态性、遗传多样性、杂合度分析 |
| 3.4.3 基于Nei遗传距离的聚类分析与主坐标分析 |
| 3.4.4 指纹图谱与分子检索表的构建 |
| 4 讨论 |
| 4.1 生长指标、生理生化指标与林木种质资源评价 |
| 4.2 分子标记与林木种质资源评价 |
| 4.3 综合指标关系与林木种质资源评价 |
| 5 结论 |
| 5.1 黑松、赤松无性系生长指标评价 |
| 5.2 黑松、赤松无性系生理生化特性评价 |
| 5.3 黑松、赤松基于SSR的遗传多样性评价 |
| 5.4 优良无性系选择 |
| 6 参考文献 |
| 7 附录 |
| 8 致谢 |
| 9 攻读学位期间发表论文情况 |
（8）复合改良剂—龙葵对钢铁工业重金属污染土壤的联合修复技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 钢铁工业土壤重金属污染概况 |
| 1.1.1 钢铁工业土壤重金属污染的成因 |
| 1.1.2 钢铁工业土壤重金属污染的种类及分布 |
| 1.1.3 钢铁工业土壤重金属污染的危害 |
| 1.2 重金属污染修复国内外研究进展 |
| 1.2.1 物理修复 |
| 1.2.2 化学修复 |
| 1.2.3 生物修复 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 第二章 改良剂的筛选 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究土壤概况 |
| 2.1.2 试验材料 |
| 2.1.3 试验设计 |
| 2.1.4 测定方法 |
| 2.1.5 数据处理 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 有机肥类改良剂 |
| 2.2.2 生物炭类改良剂 |
| 2.2.3 硅酸盐类改良剂 |
| 2.2.4 磷肥类改良剂 |
| 2.2.5 改良剂初步筛选的综合结果 |
| 第三章 复合改良剂的配方的初步确定 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 测定方法 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 复合改良剂对龙葵根长的影响 |
| 3.2.2 复合改良剂对龙葵株高的影响 |
| 3.2.3 复合改良剂对龙葵生物量的影响 |
| 3.2.4 复合改良剂配方初步确定的综合结果 |
| 第四章 复合改良剂对龙葵重金属含量及生理生化指标的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 测定方法 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 复合改良剂对龙葵重金属含量的影响 |
| 4.2.2 复合改良剂对龙葵重金属转移系数及富集系数的影响 |
| 4.2.3 复合改良剂对龙葵生理指标的影响 |
| 4.2.4 复合改良剂对龙葵影响的综合评价 |
| 第五章 复合改良剂对土壤重金属含量、形态及迁移的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验设计 |
| 5.1.3 测定方法 |
| 5.1.4 数据处理 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 复合改良剂-龙葵对土壤中重金属去除率的影响 |
| 5.2.2 复合改良剂和龙葵对土壤中重金属形态的影响 |
| 5.2.3 复合改良剂对重金属在垂直方向上迁移的影响 |
| 5.2.4 复合改良剂对土壤重金属含量、形态及迁移的综合评价 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（9）苔藓对氡的吸附富集特性及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 氡的概述 |
| 1.1.1 氡的发现 |
| 1.1.2 氡的理化性质 |
| 1.1.3 氡的危害 |
| 1.1.4 氡的治理 |
| 1.2 苔藓植物对空气污染物监测的研究现状 |
| 1.2.1 苔藓植物对污染物的吸附机制 |
| 1.2.2 苔藓植物对污染物胁迫的生理响应 |
| 1.2.3 苔藓在空气污染监测中的应用 |
| 1.3 铀尾矿周边放射性氡及子体污染情况及治理方法 |
| 1.3.1 铀尾矿周边放射性氡及子体污染现状 |
| 1.3.2 铀尾矿放射性氡及子体污染的治理方法 |
| 1.4 本课题来源和主要研究内容 |
| 1.4.1 课题由来 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.5 创新点及研究意义 |
| 1.5.1 创新点 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.6 技术路线图 |
| 第二章 三种苔藓对氡的吸附富集特性研究 |
| 引言 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 处理设计 |
| 2.1.3 主要仪器和设备 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 三种苔藓对氡的净化效果 |
| 2.2.2 三种苔藓对氡的吸附能力研究 |
| 2.2.3 三种苔藓的形貌特征分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 三种苔藓对氡胁迫的生理响应研究 |
| 引言 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 主要试剂和仪器 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 氡胁迫对三种苔藓叶绿素含量的影响 |
| 3.2.2 氡胁迫对三种苔藓叶绿素荧光参数的影响 |
| 3.2.3 氡胁迫对三种苔藓抗氧化防御系统的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 三种苔藓对氡子体的富集特性及生理响应研究 |
| 引言 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 主要试剂 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 测量指标 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 三种苔藓对Bi、Pb的富集特征 |
| 4.2.2 Bi、Pb胁迫对三种苔藓生理生化机制的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
（10）铅和二氧化硫衍生物胁迫对活血丹形态及生理特性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 活血丹研究进展 |
| 1.2 重金属胁迫对植物影响研究进展 |
| 1.2.1 重金属胁迫对植物形态的影响 |
| 1.2.2 重金属胁迫对植物生理指标的影响 |
| 1.2.3 重金属胁迫对植物光合特性的影响 |
| 1.3 SO_2衍生物胁迫对植物影响研究进展 |
| 1.3.1 SO_2衍生物胁迫对植物形态的影响 |
| 1.3.2 SO_2衍生物胁迫对植物生理指标的影响 |
| 1.4 本研究的目的意义 |
| 2 铅胁迫对活血丹形态及生理特性指标的影响 |
| 2.1 试验材料、试验设计与试验方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.1.3 试验方法 |
| 2.2 数据处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 铅胁迫对活血丹形态的影响 |
| 2.3.2 铅胁迫对活血丹叶片生理指标的影响 |
| 2.3.3 铅胁迫对活血丹光合特性的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 SO_2衍生物胁迫对活血丹形态及生理特性指标的影响 |
| 3.1 试验材料、试验设计与试验方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 试验方法 |
| 3.2 数据处理 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 SO_2衍生物胁迫对活血丹形态的影响 |
| 3.3.2 SO_2衍生物胁迫对活血丹叶片生理指标的影响 |
| 3.4 本章小节 |
| 4 讨论 |
| 4.1 铅胁迫对活血丹形态及生理特性指标的影响 |
| 4.1.1 铅胁迫对活血丹形态及叶片生理指标的影响 |
| 4.1.2 铅胁迫对活血丹光合特性的影响 |
| 4.2 SO_2衍生物胁迫对活血丹形态及生理特性指标的影响 |
| 4.3 建议 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 附件 |
四、空气污染对几种植物过氧化氢酶活性的影响（论文参考文献）
- [1]胁迫条件下菌剂对排土场土壤性质和植物生理的影响研究[D]. 孙溥璠. 辽宁工程技术大学, 2021
- [2]松土及生草对几种木本园林植物根际土壤性质及生长发育的影响[D]. 芝祥红. 甘肃农业大学, 2021(09)
- [3]湖北大冶矿区镉污染农田土壤原位钝化修复及其稳定性[D]. 熊振乾. 华中农业大学, 2021
- [4]土层置换及土壤培肥对石灰性黑钙土土壤肥力的影响[D]. 李响. 黑龙江八一农垦大学, 2021(12)
- [5]耐铅微生物与植物联合修复环境中铅污染的研究[D]. 吴海维. 安徽建筑大学, 2021(08)
- [6]硒对铬污染土壤上小白菜生长与铬吸收的调节及其根际过程研究[D]. 蔡苗苗. 华中农业大学, 2021(02)
- [7]黑松、赤松无性系遗传多样性分析[D]. 李纬楠. 山东农业大学, 2021(01)
- [8]复合改良剂—龙葵对钢铁工业重金属污染土壤的联合修复技术研究[D]. 冯秀伟. 山东大学, 2021(12)
- [9]苔藓对氡的吸附富集特性及机理研究[D]. 邓章轩. 西南科技大学, 2021(08)
- [10]铅和二氧化硫衍生物胁迫对活血丹形态及生理特性的影响[D]. 李享. 东北林业大学, 2019(01)
标签：重金属论文; 土壤重金属污染论文; 植物论文; 土壤环境质量标准论文; 土壤改良论文;