一、Nd(Ⅲ)及其配合物對(duì)重金屬鎘污染植物的緩解作用（論文文獻(xiàn)綜述）
雷蕾[1]（2021）在《耐Cd2+細(xì)菌篩選及其耐Cd2+機(jī)理研究》文中指出重金屬鎘由于生物毒性強(qiáng)和不易被降解,對(duì)環(huán)境生態(tài)安全造成了嚴(yán)重的威脅。鎘污染及其治理受到越來越多的關(guān)注,其中,生物法因其高效率、低能耗、環(huán)保等優(yōu)點(diǎn)具有廣闊的應(yīng)用前景。本論文利用微生物培養(yǎng)、元素分析及分子生物學(xué)技術(shù)對(duì)含鎘土壤中的耐鎘細(xì)菌進(jìn)行篩選,研究鎘吸附特性及影響因素,分析耐鎘細(xì)菌的基因特征,并揭示其吸附鎘的生物學(xué)機(jī)制,以期為微生物吸附劑的開發(fā)及重金屬Cd污染廢水的治理提供理論基礎(chǔ)和技術(shù)支撐。論文主要研究結(jié)論如下:（1）通過對(duì)含鎘土壤中耐鎘細(xì)菌的篩選與鑒定,得到了 3種鎘吸附性強(qiáng)的菌株:枯草芽孢桿菌（Bacillussubtilis）、陰溝腸桿菌（Enterobacter cloacae）、蜂房哈夫尼亞菌（Hafniaalvei）。（2）確定了三種菌吸附Cd2+的最優(yōu)條件:①枯草芽孢桿菌:pH6.0、溫度34℃、Cd2+初始濃度10mg/L、投菌量25g/L,最大吸附率為65.8±7.25%;②陰溝腸桿菌:pH7.0、溫度34℃、Cd2+初始濃度1Omg/L、投菌量20g/L,最大吸附率為88.79±1.59%;③蜂房哈夫尼亞菌:pH6.0、溫度34℃、Cd2+初始濃度20mg/L、投菌量25g/L,最大吸附率為92.13±0.92%。（3）探討了在不同濃度碳源、氮源、磷源及COD條件下,細(xì)菌對(duì)Cd2+吸附效率的變化,結(jié)果表明:隨著污染物濃度的增加,細(xì)菌對(duì)鎘的吸附率顯著下降。其中,碳源和磷源的變化對(duì)蜂房哈夫尼亞菌的影響最大,鎘吸附率分別下降33.17%和19.99%;氨氮和總氮的變化對(duì)陰溝腸桿菌的影響最大,鎘吸附率分別下降38.53%和35.39%;COD的變化對(duì)枯草芽孢桿菌的影響最大,鎘吸附率下降47.4%。（4）基因測(cè)序結(jié)果表明,蜂房哈夫尼亞菌吸附鎘的機(jī)制可能為胞內(nèi)積累作用:環(huán)境中的Cd2+通過細(xì)胞膜上的Mg2+和Zn2+離子轉(zhuǎn)運(yùn)體系進(jìn)入胞內(nèi),與Fe-S簇結(jié)合蛋白、Lac Family等蛋白形成金屬螯合物或與代謝產(chǎn)物中的硫離子、磷酸根離子,發(fā)生沉淀作用,產(chǎn)生磷酸鹽沉淀。
譚飄飄[2]（2021）在《芥菜對(duì)鎘脅迫的生理代謝響應(yīng)及外源脯氨酸的調(diào)控作用研究》文中認(rèn)為芥菜（Brassicajuncea）具有比較廣泛的環(huán)境耐性域,是一種易培植、生物量大、生長(zhǎng)速度快的草本植物,在我國(guó)的各地方均可以進(jìn)行種植培育,具有重要的食用價(jià)值和經(jīng)濟(jì)價(jià)值,在鎘（Cadmium,Cd）污染土壤的植物修復(fù)中也有著很大的應(yīng)用潛力。本研究以芥菜為材料,探討芥菜在Cd脅迫下的生理代謝響應(yīng),并分析了外源添加脯氨酸對(duì)芥菜的Cd耐性影響。主要研究結(jié)果如下:（1）芥菜用1/2霍格蘭營(yíng)養(yǎng)液培養(yǎng)40d后,在含有80μmol/LCdCl2溶液的營(yíng)養(yǎng)液中處理0h、48h和7d,對(duì)不同處理下的芥菜幼苗進(jìn)行生物量、Cd含量、細(xì)胞活性、木質(zhì)素以及抗氧化酶（超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化物酶（POD）、苯丙氨酸解氨酶（PAL）、抗壞血酸過氧化物酶（APX））活性測(cè)定。結(jié)果顯示:芥菜幼苗受到Cd脅迫后葉片失綠,萎縮,出現(xiàn)黃化,根系產(chǎn)生褐變。Cd污染顯著抑制了芥菜幼苗株高、根長(zhǎng)以及干重的增長(zhǎng);隨著Cd處理時(shí)間的延長(zhǎng),芥菜根系與葉片中Cd元素的含量也隨之升高;木質(zhì)素含量也不斷累積;細(xì)胞活性測(cè)定結(jié)果顯示,Cd脅迫導(dǎo)致葉片和根尖細(xì)胞受到損傷,并且脅迫時(shí)間越長(zhǎng),細(xì)胞損傷程度越大;短期Cd脅迫能刺激芥菜抗氧化酶活性,激發(fā)芥菜植株抵抗逆境的防御機(jī)制;而長(zhǎng)期的Cd脅迫會(huì)對(duì)芥菜構(gòu)成毒害作用,致使芥菜抗氧化酶活性急劇下降。（2）利用液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用（LC-MS）技術(shù),并結(jié)合非監(jiān)督式主成分分析（PCA）、有監(jiān)督的偏最小二乘法判別分析（PLS-DA）等多元統(tǒng)計(jì)方法,分析芥菜幼苗根系在不同Cd處理時(shí)間（0h、48 h和7 d）下差異代謝物的變化。結(jié)果表明,不同Cd脅迫時(shí)間對(duì)芥菜根系氨基酸、有機(jī)酸、碳水化合物、脂類、黃酮類、生物堿和吲哚類物質(zhì)的誘導(dǎo)水平存在顯著差異,這對(duì)芥菜根系適應(yīng)Cd脅迫具有關(guān)鍵作用。同時(shí),芥菜根系通過調(diào)節(jié)氨基酸的生物合成、亞油酸的生物合成、氨酰-tRNA的生物合成、甘油磷脂的生物合成、ABC轉(zhuǎn)運(yùn)體、精氨酸的生物合成、纈氨酸、亮氨酸和異亮氨酸的生物合成以及α-亞麻酸的生物合成來抵抗短期Cd脅迫;然而,芥菜根系通過調(diào)節(jié)α-亞麻酸代謝、甘油磷脂代謝、ABC轉(zhuǎn)運(yùn)體和亞油酸代謝來抵抗長(zhǎng)期Cd脅迫。（3）對(duì)不同濃度（0、20、40、60、80、100mg/L）外源脯氨酸處理下的芥菜幼苗在不同時(shí)間（0h、48h和7d）Cd脅迫下進(jìn)行了生物量、細(xì)胞活性以及抗氧化酶（SOD、POD、PAL、APX）活性測(cè)定。結(jié)果表明:外源脯氨酸緩解了 Cd脅迫對(duì)芥菜幼苗生長(zhǎng)發(fā)育的抑制,有效維持了芥菜幼苗的細(xì)胞活性,提高了抗氧化酶的活性,緩解了 Cd脅迫對(duì)芥菜幼苗的毒害作用,增強(qiáng)了芥菜幼苗對(duì)Cd脅迫的耐受能力。外源脯氨酸濃度為60 mg/L時(shí),緩解芥菜Cd脅迫的效果最佳。
袁凱[3]（2021）在《氨基酸和鈣鎂磷肥對(duì)水稻鎘積累的影響》文中進(jìn)行了進(jìn)一步梳理水稻是我國(guó)主要的糧食作物,在南方酸性土壤中,來自土壤和農(nóng)業(yè)投入品中的鎘（Cd）,容易在水稻營(yíng)養(yǎng)體中富集并轉(zhuǎn)運(yùn)到稻米中,經(jīng)由食物鏈進(jìn)入人體,威脅人類健康。因此,探索能有效降低稻米Cd含量的方法,對(duì)保障我國(guó)糧食安全具有重要要義。本論文研究了葉面噴施氨基酸的降Cd效應(yīng)及機(jī)理以及鈣鎂磷肥和氨基酸對(duì)水稻鎘積累特性的影響,以期為Cd污染農(nóng)田的水稻安全生產(chǎn)技術(shù)及降鎘葉面肥研發(fā)提供理論依據(jù)。主要結(jié)果如下:1.氨基酸和營(yíng)養(yǎng)元素含量是影響稻米Cd含量的關(guān)鍵因素。稻米中的氨基酸和營(yíng)養(yǎng)元素含量在早稻和晚稻品種間有顯著差異,谷氨酸（Glu）、丙氨酸（Ala）、苯丙氨酸（Phe）、甘氨酸（Gly）和蘇氨酸（Thr）等5種氨基酸的含量與稻米Cd含量密切相關(guān)。當(dāng)水稻在輕度鎘污染農(nóng)田中種植時(shí),高鎘積累品種（HCA）的Glu含量顯著高于低鎘積累（LCA）品種,當(dāng)水稻在重度Cd污染農(nóng)田中種植時(shí),稻米中的Glu含量顯著下降,HCA和LCA品種之間的Glu含量不再有明顯差異。稻米中的Cd對(duì)Glu和其它氨基酸的合成有顯著的抑制作用,當(dāng)?shù)久證d含量小于0.40 mg·kg-1時(shí),Glu起主要的解毒作用,當(dāng)?shù)久字蠧d含量在0.40-1.16 mg·kg-1范圍內(nèi)時(shí),Mn起主要的解毒作用。2.噴施氨基酸葉面肥能顯著降低稻米Cd含量。在Cd污染農(nóng)田中,水稻揚(yáng)花期噴施1.0 g·L-1·m-2蛋氨酸,0.4 g·L-1·m-2異亮氨酸,1.0 g·L-1·m-2甘氨酸,0.2 mg·L-1·m-2色氨酸,0.1 g·L-1·m-2苯丙氨酸,0.1 g·L-1·m-2絲氨酸和1.0 g·L-1·m-2蘇氨酸可以顯著降低早稻和晚稻籽粒、穗軸和穗節(jié)的Cd含量;同時(shí)使籽粒、穗軸、穗節(jié)和穗下莖中Mn和Zn含量下降。3.根施鈣鎂磷肥（CMP）能顯著促進(jìn)根系發(fā)育和降低稻米Cd含量。田間施用0.1-0.5 kg·m-2的CMP肥均可以增加早稻和晚稻根系總量,基施0.3 kg·m-2的CMP使早稻和晚稻根系總量增加了185.0%和61.6%,細(xì)根占比分別增加了28.7%和9.7%;使晚稻細(xì)根的表面積和鐵膜含量分別增加92.7%和63.2%,使細(xì)、中和粗根內(nèi)的Cd含量分別下降21.7%、27.9%和23.2%;使晚稻籽粒、穗軸、穗頸、穗節(jié)、旗葉和莖基Cd含量分別降低了75.9%、76.4%、79.8%、83.5%、45.2%和61.3%。4.增施CMP顯著降低了稻米蛋白質(zhì)組分中的Cd含量。和對(duì)照相比,增施0.3 kg·m-2的CMP使稻米蛋白質(zhì)組分中的Cd和Zn含量降低了85.7%和21.6%,K含量增加了67.7%;使稻米的N和P含量增加了389.9%和182.3%,總氨基酸含量增加了24.8%。增施CMP對(duì)稻米淀粉組分中的Cd含量以及其他元素含量的影響較小。5.在根際環(huán)境中提高磷酸鹽濃度可以顯著抑制根系對(duì)Cd的吸收及向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)。在含Cd營(yíng)養(yǎng)液中提高KH2PO4濃度可以使中早35和T215水稻葉片中N和P元素含量顯著升高;添加10 mmol·L-1 KH2PO4使中早35和T215中N含量分別升高了61.2%和61.4%,P含量分別升高了38.4%和71.4%,水稻幼苗地上部Cd含量降低45.3%和22.9%,根系Cd含量降低32.9%和74.6%。與此同時(shí),中早35和T215幼苗地上部分Ca含量分別增加24.4%和28.5%;根系Ca含量分別增加11.3%和60.6%,Mn含量分別減少50.2%和74.9%,Zn含量分別減少30.8%和36.4%;水稻幼苗地上部游離氨基酸總量分別增加了34.3%和130.3%,根系游離氨基酸總量分別降低了42.8%和56.1%。綜上所述,水稻營(yíng)養(yǎng)體和籽粒中的氨基酸代謝和必需元素的富集能力與水稻品種的鎘積累特性及其耐鎘能力密切相關(guān);葉面噴施特定濃度的氨基酸能顯著降低穗軸和稻米中的Cd含量;增加根際環(huán)境中的磷酸鹽濃度,能夠有效增加根系數(shù)量、根表面積和鐵膜含量,抑制水稻對(duì)鎘的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)。這些結(jié)果對(duì)于完善水稻降鎘農(nóng)藝措施和葉面肥產(chǎn)品研發(fā)具有重要意義。
劉澤偉[4]（2021）在《紫薯礦質(zhì)代謝對(duì)鎘污染的生理響應(yīng)及機(jī)理研究》文中提出礦質(zhì)吸收代謝是植物吸收、固定、轉(zhuǎn)化、富集的基礎(chǔ)。富集植物在重金屬超累積和礦質(zhì)元素高效吸收之間存在顯著的矛盾。本文以塊根植物紫薯為研究對(duì)象,通過土培盆栽試驗(yàn),分析紫薯在鎘脅迫下不同生長(zhǎng)時(shí)期礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng)代謝的差異,通過水培試驗(yàn),進(jìn)一步分析鎘與礦質(zhì)元素的相互作用關(guān)系。同時(shí),利用轉(zhuǎn)錄組和代謝組測(cè)序分析紫薯根系對(duì)鎘脅迫的響應(yīng)機(jī)制,重點(diǎn)關(guān)注與Cd轉(zhuǎn)運(yùn)相關(guān)的差異表達(dá)基因和差異代謝產(chǎn)物,并結(jié)合離子組學(xué),分析紫薯礦質(zhì)代謝對(duì)鎘污染的生理響應(yīng)機(jī)制。主要研究結(jié)果如下:（1）在不同的生長(zhǎng)時(shí)期,紫薯不同部位的Cd含量存在差異,各部位Cd含量高低依次為根>莖>塊根>葉,紫薯根部是鎘累積的主要器官。在生長(zhǎng)120 d后,當(dāng)Cd濃度為2 mg/kg和4 mg/kg時(shí),紫薯根部的富集系數(shù)均大于1,分別為1.736和1.119。鎘脅迫對(duì)紫薯體內(nèi)礦質(zhì)元素含量的影響包括促進(jìn)作用和抑制作用,與礦質(zhì)元素種類、植物部位、生長(zhǎng)時(shí)期和Cd處理濃度有關(guān)。在生長(zhǎng)30 d后,紫薯根和葉部中Cd與Fe的相關(guān)性最強(qiáng)(相關(guān)系數(shù)r分別為0.783**和0.880**),而莖部中Cd與Mg的相關(guān)性最強(qiáng)(r=0.955**)。在生長(zhǎng)30 d、60 d和90 d后,紫薯根部中與Cd相關(guān)性最強(qiáng)的元素分別是Fe(r=0.783**)、Zn(r=-0.839**)和Mg(r=0.944**)。而在生長(zhǎng)120 d后,紫薯根部Cd與K、Ca、Na、Mg、Mn、Zn、Fe和P共8種礦質(zhì)元素均無顯著相關(guān)性。主成分分析結(jié)果表明,紫薯根、塊根與莖葉之間的離子存在差異,前兩個(gè)主成分累計(jì)方差貢獻(xiàn)率達(dá)到68.9%。（2）在水培條件下,與對(duì)照相比,當(dāng)Cd處理濃度為5～25μmol/L時(shí),紫薯幼苗地下部的Fe含量增加26.54%～115.24%,而地上部的K含量降低6.75%～16.73%,Mn含量降低49.15%～65.33%。Pearson相關(guān)性分析結(jié)果,紫薯幼苗地上部Cd與K呈顯著負(fù)相關(guān)(r=-0.613**),Cd與Fe呈顯著正相關(guān)（r=0.543*）。而紫薯幼苗地下部Cd與Fe、Mn和Zn均呈顯著正相關(guān)(r分別為0.777**、0.746**和0.588*)。其中,紫薯體內(nèi)Cd與Fe的相關(guān)性最強(qiáng),兩者具有協(xié)同作用。400μmol/L Fe、180μmol/L Mn單一處理和復(fù)合處理下,紫薯幼苗地上部Cd含量顯著高于對(duì)照組,分別增加了96.01%、151.09%和196.38%;而其地下部Cd含量顯著低于對(duì)照組,分別降低了27.94%、20.92%和26.49%。礦質(zhì)元素Fe和Mn處理能夠促進(jìn)紫薯幼苗體內(nèi)Cd的轉(zhuǎn)移。（3）轉(zhuǎn)錄組測(cè)序結(jié)果表明,Cd脅迫誘導(dǎo)了與Cd轉(zhuǎn)運(yùn)相關(guān)基因的表達(dá),共篩選出17個(gè)與Cd轉(zhuǎn)運(yùn)相關(guān)的差異表達(dá)基因,12個(gè)上調(diào),5個(gè)下調(diào),包括ZIP基因家族（ZIP1、ZIP8、ZIP9和ZIP11）、PCR基因家族（PCR2、PCR8和PCR9）、HMA5、CHX18、Nramp基因家族（Nramp1、Nramp5和Nramp6）、MTP基因家族（MTP4、MTP10和MTP11）和VIT基因家族（VITH4A和VITH4B）。其中,關(guān)鍵基因可能與Fe轉(zhuǎn)運(yùn)相關(guān)。代謝組測(cè)序結(jié)果表明,谷胱甘肽的含量顯著增加了127.689倍,可能是螯合Cd的關(guān)鍵物質(zhì)。聯(lián)合分析發(fā)現(xiàn),Cd脅迫下,紫薯幼苗根系中與半胱氨酸和甲硫氨酸代謝相關(guān)的基因表達(dá)以上調(diào)為主,且相關(guān)的代謝物含量顯著增加。綜上,Cd脅迫促進(jìn)了紫薯幼苗根系對(duì)Fe的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn),增強(qiáng)了硫同化代謝過程。
賴金龍[5]（2021）在《甘薯塊根對(duì)鈾/鎘吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)、微區(qū)分布及逆境生理響應(yīng)機(jī)制》文中進(jìn)行了進(jìn)一步梳理鈾礦冶、核設(shè)施退役、金屬與非金屬礦冶伴生的放射性核素（如鈾）和重金屬（如鎘）等已成為環(huán)境,特別是土壤、水體放射性和重金屬污染的主要來源。鈾及伴生重金屬鎘在土壤-植物界面的遷移行為、對(duì)生物的放射性與重金屬的雙重毒性效應(yīng),一直是農(nóng)作物食用安全性評(píng)價(jià)及環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)控制的重點(diǎn)。塊根（莖）植物作為重要的糧食、藥用及經(jīng)濟(jì)作物,其貯藏根（莖）直接與污染土壤接觸,受土壤放射性核素及重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)最高,但有關(guān)塊根（莖）植物對(duì)鈾、鎘等吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)差異及生理響應(yīng)機(jī)理尚不清楚。本文以不同累積型甘薯（―紫羅蘭‖紫薯;―蘇薯8號(hào)‖紅薯）為材料,設(shè)置鈾（U）、鎘（Cd）及U+Cd試驗(yàn)處理,利用多組學(xué)技術(shù)從轉(zhuǎn)錄組、代謝組、離子組及微生物多樣性等方面,詮釋了本文提出和擬解決的關(guān)鍵科學(xué)問題:U、Cd在土壤-塊根植物系統(tǒng)中的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)、微區(qū)分布及逆境生理響應(yīng)機(jī)制,并闡明影響和調(diào)控U、Cd生物有效性的關(guān)鍵因子。主要研究結(jié)果如下:1、不同生長(zhǎng)時(shí)期,兩種甘薯根系是U/Cd最主要的累積器官,富集量占全株90%以上(U、Cd水平:100 mg·kg-1g和15 mg·kg-1)。在甘薯收獲期,Cd在甘薯各器官、組織中的累積特性表現(xiàn)為:側(cè)根>塊根皮>莖>塊根貯藏組織>葉;U累積特性表現(xiàn)為:側(cè)根>塊根皮>莖>葉>塊根貯藏組織。塊根貯藏組織Cd累積量為0.80～1.17 mg·kg-1,污染指數(shù)（Pi）為1.01～1.93(輕度污染,NY 861-2004,≤0.2 mg·kg-1)。甘薯貯藏組織中U累積量為1.10～1.97 mg·kg-1,低于糧食限量標(biāo)準(zhǔn)(≤1.9 mg·kg-1,GB 14882-1994)。結(jié)果表明:盡管甘薯貯藏塊根直接與污染土壤接觸,受土壤放射性核素及重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)最高,但貯藏組織中核素及重金屬累積風(fēng)險(xiǎn)較低。2、U/Cd處理下,兩種甘薯在不同生長(zhǎng)時(shí)間、不同器官,各離子組均存在顯著的組間差異（P<0.05）,U/Cd處理是造成甘薯礦質(zhì)代謝、重金屬累積差異的原因之一。在側(cè)根-塊根皮-貯藏組織界面,甘薯對(duì)U、Cd吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)、累積行為屬于非選擇性吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)過程,品種差異導(dǎo)致的離子組含量差異（礦質(zhì)元素相對(duì)含量:紫薯>紅薯）,是影響U、Cd累積量的關(guān)鍵因素之一。外源添加U、Cd,兩種甘薯根際土壤速效態(tài)U、Cd含量分別提高了3.65～4.58、2.33～3.75倍（P<0.01）。土壤U、Cd有效態(tài)含量、礦質(zhì)元素競(jìng)爭(zhēng)吸收差異是造成甘薯U、Cd累積差異的直接原因之一。根際組學(xué)分析顯示,U、Cd處理導(dǎo)致根際土壤初級(jí)代謝產(chǎn)物（糖類、氨基酸、核苷酸等）含量差異,重塑了微生物群落結(jié)構(gòu),誘導(dǎo)產(chǎn)生適應(yīng)U、Cd污染的特殊微生物菌群,并影響土壤U、Cd生物有效性。結(jié)果表明,甘薯通過根際土壤、植物器官中離子組的拮抗與競(jìng)爭(zhēng),并調(diào)控根際土壤代謝譜和微生物群落結(jié)構(gòu)等過程,改變根際U、Cd生物有效性和根系吸收、轉(zhuǎn)運(yùn),降低土壤放射性核素及重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)。3、溶液培養(yǎng)條件下,U、Cd處理導(dǎo)致根系生長(zhǎng)異常、光合代謝和礦質(zhì)代謝紊亂。病理切片分析顯示,U處理主要破壞根系邊緣細(xì)胞層,且U、Cd均誘導(dǎo)根細(xì)胞超微結(jié)構(gòu)損傷。基于亞細(xì)胞分室模型,細(xì)胞壁是U的最重要的積累位點(diǎn),71%～80%U被阻滯在根系的細(xì)胞壁。Cd主要分布在甘薯細(xì)胞壁（48%～55%）、液泡（27%～39%）細(xì)胞解毒區(qū)中,緩解了Cd對(duì)細(xì)胞器的損傷?；谠刭x存形態(tài)分析,甘薯根部U的化學(xué)形態(tài)主要為殘?jiān)鼞B(tài)（85%～87%）和鹽酸提取態(tài)（12%～14%）;Cd主要為Na Cl提取態(tài)（34%～53%）和醋酸提取態(tài)（14%～17%）,表明細(xì)胞壁作為U、Cd主要的累積位點(diǎn),阻滯了U、Cd進(jìn)入細(xì)胞質(zhì)中;U被螯合至細(xì)胞壁后,以不溶解態(tài)形式存在,造成U在根中難轉(zhuǎn)移。4、非靶向代謝組學(xué)分析,兩種甘薯根中分別鑒定了4,625個(gè)、4,865個(gè)代謝物?；谡黄钚《伺袆e分析（OPLS-DA）模型分析,U處理下,紫薯、普通紅薯中分別鑒定了643個(gè)、191個(gè)差異代謝物（DEMs）;Cd處理下,分別鑒定了526個(gè)、426個(gè)DEMs;U+Cd處理下,分別鑒定了634個(gè)、463個(gè)DEMs。其中,鑒定出的c AMP、c GMP等是甘薯響應(yīng)U和Cd處理的信號(hào)感受和轉(zhuǎn)導(dǎo)的關(guān)鍵因子;植物激素及其衍生物（吲哚乙酸類似物、玉米素、水楊酸、脫落酸）等植物生長(zhǎng)調(diào)節(jié)因子參與了U和Cd的信號(hào)轉(zhuǎn)導(dǎo)途徑。在代謝水平,U、Cd的植物毒性機(jī)理主要是通過誘導(dǎo)光合作用和三羧酸循環(huán)（TCA）等代謝異常,進(jìn)而影響嘌呤與嘧啶合成、氮同化及氨基酸代謝等初級(jí)代謝途徑異常。5、RNA-seq分析,U、Cd處理下,兩種甘薯差異基因在核糖體合成、光合碳代謝途徑中顯著富集（P<0.05）。在糖酵解途徑中,磷酸烯醇-丙酮酸羧化酶激酶（PPCK）、焦磷酸果糖-6-磷酸轉(zhuǎn)移酶、磷酸烯醇-丙酮酸羧化酶（PEPC）、3-磷酸甘油酸激酶（PGK）基因呈顯著下調(diào)（P<0.05）,降低了磷酸己糖庫碳源轉(zhuǎn)化為磷酸丙糖的效率;TCA途徑中,U、Cd處理顯著抑制了cyt MDH基因的表達(dá),抑制了蘋果酸鹽（Malate）分解為草酰乙酸鹽（Oxalacetate）;在線粒體氧化磷酸化途徑中,U、Cd顯著抑制了ATP合成酶（F1-ATPase）基因的表達(dá),細(xì)胞ATP合成障礙,細(xì)胞能量代謝異常,這是U、Cd導(dǎo)致甘薯根系壞死的分子機(jī)理。在生長(zhǎng)素信號(hào)轉(zhuǎn)導(dǎo)途徑中,U、Cd誘導(dǎo)關(guān)鍵轉(zhuǎn)錄因子auxin influx carrier（AUX1）、auxin response factor（ARF）、auxin-responsive protein IAA（AUX/IAA）、auxin responsive GH3 gene family（GH3）、SAUR family protein（SAUR）表達(dá)紊亂,是導(dǎo)致甘薯生長(zhǎng)異常的內(nèi)在機(jī)制之一。紫薯根系與無機(jī)離子轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白（如二價(jià)陽離子轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白、ABC轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白家族和門控通道家族）相關(guān)的上調(diào)基因數(shù)量（上調(diào)156）明顯大于普通紅薯（上調(diào)68）,表明紫薯根系對(duì)U、Cd及礦質(zhì)元素具有較高的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)能力,是紫薯U、Cd累積量較高的原因之一。6、在U-Cd脅迫環(huán)境中,甘薯形成的規(guī)避風(fēng)險(xiǎn)的生理響應(yīng)機(jī)制表現(xiàn)為:在根際土壤-甘薯塊根界面,耐受U、Cd污染的微生物群落重塑了根際土壤代謝譜,改變了土壤中U、Cd生物有效性,降低了甘薯根系對(duì)U、Cd的吸收;葉片蒸騰拉力形成的水分與礦質(zhì)元素吸收上行網(wǎng)絡(luò),與光合產(chǎn)物貯存下行網(wǎng)絡(luò)相對(duì)獨(dú)立是甘薯各部位U、Cd累積差異的生理機(jī)制;塊根側(cè)根-外表皮-貯藏組織阻滯U、Cd轉(zhuǎn)運(yùn)的生理屏障細(xì)胞壁及固持作用,使U、Cd難以轉(zhuǎn)移、貯存到塊根貯藏組織;逆境脅迫信號(hào)轉(zhuǎn)導(dǎo)分子c AMP、c GMP、植物激素等代謝物的合成,逆境脅迫基因AUX1、AUC/IAA、GH3等關(guān)鍵基因的表達(dá)。
李一曼[6]（2021）在《細(xì)菌強(qiáng)化包心芥菜修復(fù)重金屬Cd、Zn復(fù)合污染土壤研究》文中研究指明土壤重金屬污染問題日益突出,土壤中重金屬過量則會(huì)對(duì)土壤、植物以及人體造成不可逆的危害。植物修復(fù)以其綠色、經(jīng)濟(jì)、修復(fù)效果好等特點(diǎn)被認(rèn)為是目前應(yīng)用前景廣闊的土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù),但其修復(fù)效率常常因超富集植物生物量小、生長(zhǎng)速度慢而受到限制。因此,提高植物生物量是保證此技術(shù)修復(fù)效率的關(guān)鍵。微生物——植物聯(lián)合修復(fù)技術(shù)引起了研究者的極大興趣。然而,細(xì)菌作為土壤中三大微生物類群之一,關(guān)于其在土壤重金屬污染修復(fù)領(lǐng)域的研究卻鮮有報(bào)道。本研究以陜西省寶雞市鳳縣某鎘鋅復(fù)合污染土壤為供試土壤,以包心芥菜為供試植物,通過土壤培養(yǎng)試驗(yàn)和土壤盆栽試驗(yàn),探究了不同濃度（105、107、109cfu/m L）的干酪乳桿菌、地衣芽孢桿菌、巨大芽孢桿菌三種細(xì)菌對(duì)土壤理化性質(zhì)、重金屬DTPA浸提態(tài)、酶活性以及對(duì)植物生物量、重金屬富集特性、葉綠素含量、抗氧化特性等的影響,以期為包心芥菜修復(fù)鎘鋅復(fù)合污染土壤提供理論依據(jù),為微生物——植物聯(lián)合修復(fù)提供科學(xué)參考。主要研究結(jié)果如下:（1）通過土壤培養(yǎng)試驗(yàn)研究了不同濃度的三種細(xì)菌對(duì)土壤理化性質(zhì)、重金屬DTPA浸提態(tài)、酶活性隨時(shí)間變化的影響。結(jié)果表明:添加細(xì)菌后,土壤p H值隨著時(shí)間變化呈先下降后上升再下降的趨勢(shì),且60d培養(yǎng)結(jié)束時(shí)達(dá)到最小值,與CK相比下降了0.11～0.28個(gè)單位;DTPA浸提態(tài)Cd、Zn含量隨時(shí)間的變化均呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì),且15d時(shí)達(dá)到最大值,分別比對(duì)照提高了16～42%、13～24%,說明細(xì)菌能活化重金屬,提高土壤中重金屬生物可利用性;土壤酶活性隨時(shí)間變化的趨勢(shì)不盡相同,但細(xì)菌均提高了酶活性,且對(duì)脲酶的促進(jìn)作用強(qiáng)于堿性磷酸酶和蔗糖酶。（2）通過土壤盆栽試驗(yàn)研究了不同濃度的三種細(xì)菌對(duì)包心芥菜生物量、重金屬富集特性、葉綠素含量、抗氧化特性等的影響。結(jié)果表明:添加細(xì)菌提高了包心芥菜的生物量,分別比對(duì)照平均增加了1.21、1.14、0.71g;添加細(xì)菌促進(jìn)了Cd、Zn在包心芥菜體內(nèi)的積累,其中,包心芥菜地上部分Cd含量分別是對(duì)照的1.28～1.74、1.49～1.61、1.62～1.70倍,Zn含量分別是對(duì)照的1.44～1.69、1.55～1.60、1.38～1.61倍,地下部分Cd含量最大分別是對(duì)照的1.37、1.42、1.15倍,Zn含量最大分別是對(duì)照的1.61、1.46、1.54倍;添加細(xì)菌提高了包心芥菜體內(nèi)葉綠素的含量,增強(qiáng)了SOD、POD、CAT等抗氧化酶的活性,減輕了Cd、Zn脅迫下活性氧對(duì)包心芥菜的毒害（MDA）,增強(qiáng)了植物抗性。（3）通過土壤盆栽試驗(yàn)研究了不同濃度的三種細(xì)菌對(duì)盆栽土壤理化性質(zhì)、重金屬DTPA浸提態(tài)、酶活性等的影響。結(jié)果表明:添加細(xì)菌能夠降低盆栽土壤p H值;土壤中重金屬Cd、Zn的DTPA浸提態(tài)含量明顯增高,DTPA浸提態(tài)Cd含量分別比對(duì)照提高了16～58%、54～65%、19～28%,DTPA浸提態(tài)Zn含量分別比對(duì)照提高了8～38%、51～66%、14～32%;土壤酶活性顯著增強(qiáng),堿性磷酸酶分別是對(duì)照的1.14～1.21、1.02～1.10、1.02～1.15倍,蔗糖酶分別是對(duì)照的1.37～1.69、1.06～1.46、1.20～1.29倍,脲酶分別是對(duì)照的1.10～1.21、1.04～1.09、1.04～1.15倍。整體而言,三種細(xì)菌均對(duì)包心芥菜修復(fù)鎘鋅復(fù)合污染土壤具有強(qiáng)化作用,強(qiáng)化效果表現(xiàn)為干酪乳桿菌>地衣芽孢桿菌>巨大芽孢桿菌,且干酪乳桿菌在濃度為105cfu/m L時(shí)效果最好,地衣芽孢桿菌、巨大芽孢桿菌均在109cfu/m L時(shí)效果最好。因此,三種細(xì)菌均是具有潛力的強(qiáng)化劑,能夠在包心芥菜修復(fù)鎘鋅復(fù)合污染土壤中提高其修復(fù)效率。
蘇蕓蕓[7]（2021）在《乙酰膽堿調(diào)節(jié)煙草鎘脅迫響應(yīng)的生理機(jī)制》文中進(jìn)行了進(jìn)一步梳理近年來,由于工業(yè)廢棄物排放及化肥濫用導(dǎo)致的土壤重金屬鎘（Cd）污染問題日益嚴(yán)峻。鎘是植物生長(zhǎng)的非必須元素,具有高流動(dòng)性且易被植物吸收的特性,進(jìn)入食物鏈后會(huì)對(duì)生物機(jī)體造成嚴(yán)重威脅。目前,在眾多土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù)中,使用外源物質(zhì)是一種快速、有效的緩解途徑。乙酰膽堿作為一種新型的外源調(diào)節(jié)物質(zhì)已參與緩解鹽、干旱和滲透等脅迫,但乙酰膽堿調(diào)控鎘脅迫生理機(jī)制尚不清楚。本研究以模式植物本氏煙草（Nicotiana benthamiana）為研究對(duì)象,采用水培試驗(yàn)?zāi)M鎘脅迫處理,研究了鎘脅迫下外源乙酰膽堿對(duì)煙草生長(zhǎng)、光合性能、PSII光化學(xué)特性、葉綠體超微結(jié)構(gòu)、鎘化學(xué)形態(tài)與分布以及吸收轉(zhuǎn)運(yùn)的影響,揭示了外源乙酰膽堿提高煙草幼苗耐鎘能力的生理調(diào)控機(jī)制。主要結(jié)果如下:1.不同濃度乙酰膽堿（5-150μM）一定程度上均能減輕鎘脅迫對(duì)煙草幼苗的生長(zhǎng)抑制。其中,50μM乙酰膽堿處理效果最為顯著,較鎘單獨(dú)處理相比,株高和根長(zhǎng)分別提高了27.38%和12.50%。乙酰膽堿通過調(diào)節(jié)氣孔開度,緩解鎘毒害誘導(dǎo)的煙草葉片光合參數(shù)的降低,進(jìn)一步提高光合活性。2.50μM和100μM乙酰膽堿處理可以有效地降低鎘脅迫導(dǎo)致煙草幼苗脂質(zhì)過氧化和活性氧累積,其中鎘脅迫下50μM乙酰膽堿較鎘單獨(dú)處理相比顯著降低了H2O2和O2·-含量分別為50.23%和50.40%。此外,乙酰膽堿通過提高抗氧化酶（SOD、POD、CAT、APX）、谷胱甘肽-抗壞血酸系統(tǒng)相關(guān)酶活性以及GSH和As A含量共同維持氧化還原穩(wěn)態(tài),降低了鎘脅迫下煙草幼苗中活性氧累積,從而減輕鎘脅迫對(duì)植株的氧化脅迫,使植株體內(nèi)細(xì)胞結(jié)構(gòu)免受損傷。采用主成分分析、隸屬函數(shù)法對(duì)乙酰膽堿處理下的生長(zhǎng)、光合及相關(guān)酶活性指標(biāo),進(jìn)行煙草耐鎘性綜合評(píng)價(jià),表明50μM乙酰膽堿為緩解鎘毒害最佳濃度。3.鎘脅迫誘導(dǎo)的氧化脅迫使葉綠體內(nèi)部結(jié)構(gòu)受損,基粒片層降解,凈光合速率降低,光合作用受抑制。外源乙酰膽堿通過減輕鎘誘導(dǎo)的氧化損傷,促進(jìn)葉綠素合成,有效地保護(hù)葉綠體的超微結(jié)構(gòu),維持了光合機(jī)構(gòu)的穩(wěn)定,進(jìn)一步增強(qiáng)了煙草幼苗光合活性。同時(shí),外源添加乙酰膽堿處理通過優(yōu)化PSII活性中心的能量參數(shù),調(diào)節(jié)光化學(xué)能的分配與利用,增強(qiáng)電子傳遞速率和光的利用效率,從而緩解鎘脅迫對(duì)光合的抑制作用。4.外源乙酰膽堿通過抑制ROS累積和膜脂過氧化水平的增加,減輕鎘對(duì)根系活性抑制;外源乙酰膽堿通過調(diào)節(jié)煙草幼苗中內(nèi)源ACh含量及ACh E和Ch AT酶活性和乙二醛酶活性,維持細(xì)胞中MG和ROS的穩(wěn)態(tài),緩解了鎘引起的膜酯過氧化。外源乙酰膽堿提高了鎘脅迫下煙草幼苗抵抗?jié)B透脅迫的能力,通過調(diào)節(jié)煙草幼苗滲透物質(zhì)（可溶性糖、可溶性蛋白、甜菜堿）累積緩解鎘脅迫引起的滲透脅迫。外源乙酰膽堿通過調(diào)節(jié)煙草植株體礦質(zhì)元素的吸收與分配以及誘導(dǎo)內(nèi)源激素（ABA、IAA、GA3、ZR）產(chǎn)生響應(yīng)鎘毒害。乙酰膽堿通過改變煙草地上部分和根中有機(jī)酸的含量,使鎘與有機(jī)酸配體螯合形成Cd-有機(jī)酸螯合物進(jìn)一步降低鎘毒害。此外,鎘脅迫下誘導(dǎo)多種游離的氨基酸產(chǎn)生,使用乙酰膽堿后部分氨基酸的含量上升,此類氨基酸作為鎘結(jié)合配體與煙草體內(nèi)的游離的鎘離子結(jié)合從而緩解鎘解毒。5.采用FTIR技術(shù)分析了煙草地上部分以及根系組分波長(zhǎng)的變化,進(jìn)一步闡明煙草不同部位組分在乙酰膽堿提高煙草耐鎘的作用。FTIR結(jié)果驗(yàn)證了外源添加乙酰膽堿可能通過促進(jìn)煙草分泌碳水化合物、蛋白質(zhì)、氨基酸等途徑增加羧基、氨基的數(shù)量以結(jié)合Cd2+,從而降低鎘對(duì)煙草幼苗的毒害作用。6.鎘脅迫下外源乙酰膽堿處理顯著提高了地上部分和根中谷胱甘肽（GSH）、非蛋白硫醇（NPTs）和植物螯合素（PCs）含量,分別是對(duì)照組的0.90/2.31倍、1.01/1.88倍和1.46/1.32倍。乙酰膽堿通過調(diào)節(jié)鎘在液泡和細(xì)胞壁中的分布,減少了鎘在根系中的積累,減輕了鎘脅迫對(duì)根系的損傷。此外,在鎘脅迫下,添加乙酰膽堿顯著提高了GSH2和PCS1基因表達(dá),降低了Nramp1和HMA2轉(zhuǎn)錄水平表達(dá),從而減少了鎘向地上部的轉(zhuǎn)移。因而乙酰膽堿通過增強(qiáng)谷胱甘肽和植物螯合素水平,改善鎘的亞細(xì)胞分布和鎘化學(xué)形態(tài),并誘導(dǎo)鎘解毒相關(guān)基因的表達(dá),進(jìn)一步減輕鎘毒害作用。綜上所述,外源乙酰膽堿一定程度上能夠緩解鎘脅迫對(duì)煙草造成的光合和生長(zhǎng)抑制,其主要通過調(diào)節(jié)鎘脅迫下煙草鎘化學(xué)形態(tài)、亞細(xì)胞分布、鎘轉(zhuǎn)運(yùn)基因表達(dá)以及鎘與氨基酸、有機(jī)配體螯合來緩解鎘毒害。研究結(jié)果為乙酰膽堿緩解鎘毒害的化學(xué)防控應(yīng)用提供理論依據(jù)。
李雅倩[8]（2020）在《鉛鋅尾礦周邊不同污染程度土壤植物修復(fù)研究》文中研究說明礦區(qū)的開采活動(dòng)在為人類帶來經(jīng)濟(jì)效益的同時(shí),也帶來了諸多的環(huán)境問題。礦產(chǎn)資源在開采的過程中,不僅會(huì)破壞土壤的結(jié)構(gòu),也對(duì)水環(huán)境等造成損害,更是對(duì)人類健康造成了嚴(yán)重的威脅。本文以浙江省紹興市上虞區(qū)銀山鉛鋅礦附近土地為修復(fù)場(chǎng)地,針對(duì)前期研究的不同污染程度的土壤,探究不同污染程度土壤的生態(tài)利用模式。得到結(jié)果如下:（1）添加活化劑對(duì)土壤重金屬浸出規(guī)律、土壤理化性質(zhì)、植物生理生化和富集轉(zhuǎn)運(yùn)特性產(chǎn)生不同程度的影響。震蕩活化試驗(yàn)表明,活化劑的濃度越高,對(duì)土壤重金屬的浸出效果越好,其中,酢漿草和紫花苜蓿生物源提取液對(duì)Zn的提取效果優(yōu)于檸檬酸,而檸檬酸對(duì)Cd的提取效果最好。盆栽試驗(yàn)結(jié)果表明,添加檸檬酸顯著降低土壤p H值和有機(jī)質(zhì)含量（p<0.05）,也在一定程度上對(duì)東南景天產(chǎn)生了脅迫,而兩種生物源提取液的添加基本不對(duì)東南景天和土壤產(chǎn)生毒害。三種活化劑均能提高土壤中有效態(tài)重金屬的含量,有利于東南景天對(duì)Cd、Zn的凈化。（2）五種鈍化劑對(duì)溶液和土壤中重金屬的吸附均表現(xiàn)為隨各因素的增加而增加,最終達(dá)到平衡。吸附試驗(yàn)表明,五種鈍化劑對(duì)溶液中Zn、Pb和Cd的吸附效率隨著初始濃度的增加而逐漸增強(qiáng),最終趨于穩(wěn)定,其中,石灰對(duì)Zn和Cd的吸附效率最高,達(dá)到99.64%和99.99%,甲殼素次之。鈍化劑對(duì)Pb,Zn和Cd的吸附效率隨吸附時(shí)間的增加而逐漸增加,除石灰外,其余鈍化劑對(duì)三種重金屬的吸附均在15min左右達(dá)到穩(wěn)定。當(dāng)p H值為3時(shí),除玉米秸稈炭對(duì)Pb的吸附外,其他四種材料吸附均達(dá)到平衡。石灰對(duì)Zn的吸附效率在添加量為1%時(shí)達(dá)到最高（99.98%）。綜合考慮材料成本和經(jīng)濟(jì)效益,認(rèn)為石灰和甲殼素對(duì)重金屬有較大的吸附潛力和較高的吸附效率,可以作為減輕重金屬污染的良好材料。（3）不同鈍化劑處理不僅對(duì)土壤起到一定程度的改良作用,也能夠降低植物重金屬積累量和富集轉(zhuǎn)運(yùn)效應(yīng)。添加鈍化劑,土壤的p H值增加。添加甲殼素顯著提高間作體系和五節(jié)芒單作體系中的土壤有機(jī)質(zhì),可以起到改良土壤質(zhì)地,提升土壤肥力的效果。添加鈍化劑能夠顯著降低土壤有效態(tài)Cd含量,以石灰效果最優(yōu)。添加石灰和甲殼素后,桑樹對(duì)三種重金屬的積累與轉(zhuǎn)運(yùn)效率下降。石灰聯(lián)合間作模式,桑樹對(duì)重金屬Pb、Zn的富集轉(zhuǎn)移系數(shù)達(dá)到最小,而間作與甲殼素共同作用有利于降低重金屬在五節(jié)芒體內(nèi)的積累與轉(zhuǎn)運(yùn)。綜上所述,針對(duì)中輕度污染的土壤,生物源提取液與超積累植物的結(jié)合可以有效移除土壤中的重金屬,而鈍化劑—經(jīng)濟(jì)作物的修復(fù)模式有利于重度污染土壤的經(jīng)濟(jì)化利用與風(fēng)險(xiǎn)防控,對(duì)礦區(qū)重金屬污染的防治具有積極的意義。
曾秀君[9]（2019）在《石灰、腐殖酸聯(lián)合黑麥草對(duì)鉛鎘污染土壤修復(fù)效應(yīng)研究》文中進(jìn)行了進(jìn)一步梳理土壤是生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,也是人類和其它生物生存的物質(zhì)基礎(chǔ)。近年來,隨著工農(nóng)業(yè)的飛速發(fā)展,尤其是礦產(chǎn)資源的開發(fā)、農(nóng)業(yè)污水灌溉、農(nóng)藥化肥大量施用等造成的土壤重金屬污染日趨嚴(yán)峻。因此,采取安全有效的措施修復(fù)土壤重金屬污染是當(dāng)前亟待解決的環(huán)境問題。施用土壤調(diào)理劑修復(fù)重金屬污染技術(shù)以操作簡(jiǎn)單、投入成本低、施用效果明顯等優(yōu)點(diǎn),在土壤修復(fù)研究中得到了廣泛關(guān)注。本文以黑麥草（Lolium perenne L.）作為修復(fù)植物,采用室內(nèi)盆栽試驗(yàn),共設(shè)8個(gè)處理,研究石灰與腐殖酸單一及復(fù)合施用對(duì)農(nóng)田鉛（Pb）、鎘（Cd）污染土壤中黑麥草重金屬累積量、土壤重金屬有效態(tài)及各形態(tài)含量的變化以及黑麥草對(duì)鉛鎘復(fù)合污染土壤的生理生化的影響,同時(shí)分析污染土壤在修復(fù)過程中土壤理化性質(zhì)和土壤微生物活性變化情況。主要研究結(jié)果如下:（1）單施石灰和石灰配施腐殖酸均能顯著降低土壤有效態(tài)Pb、Cd含量,且石灰配施腐殖酸處理對(duì)土壤有效態(tài)Pb降低效果優(yōu)于單施石灰處理,以石灰配施5%腐殖酸處理T7降低效果最好,平均低于對(duì)照（CK）約89.30%。各處理均能顯著降低土壤弱酸提取態(tài)Pb、Cd含量,其中石灰配施5%腐殖酸處理T7降低效果最好,Pb、Cd分別平均低于CK約59.42%和46.02%。在培養(yǎng)后期（60 d）,石灰與腐殖酸單一及復(fù)合處理均能顯著降低黑麥草地上部Pb、Cd含量。（2）培養(yǎng)后期（60 d）,石灰與腐殖酸單一及復(fù)合處理均能顯著提高土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度和土壤微生物量碳含量,其中石灰配施腐殖酸處理土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度和微生物量碳含量總體高于單施石灰或腐殖酸處理。在整個(gè)培養(yǎng)期間內(nèi),單施石灰可顯著增加土壤脲酶和土壤過氧化氫酶活性,單施腐殖酸總體可增加FDA水解酶活性,石灰配施腐殖酸可增加脲酶和過氧化氫酶活性。（3）石灰與腐殖酸單一及復(fù)合處理土壤Eh值較CK均有降低,而除單施腐殖酸外,其它各處理均能顯著增加土壤pH值,且由相關(guān)性分析可知,土壤中有效態(tài)Pb、Cd含量均與土壤pH值呈極顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系。在整個(gè)培養(yǎng)期間,石灰與腐殖酸單一及復(fù)合處理（除處理T1）均能顯著增加土壤有機(jī)碳和全氮含量,其中以石灰配施5%腐殖酸處理效果最佳,平均分別較CK增加98.03%和16.91%。（4）石灰與腐殖酸單一及復(fù)合處理均能顯著增加黑麥草地上部和地下部生物量,其中以石灰配施2%腐殖酸處理T6和石灰配施5%腐殖酸處理T7增加效果最佳,總量分別較CK最高增加約59.71%和41.47%。各處理均能顯著提高黑麥草葉片SOD活性,降低POD活性和MDA含量。（5）研究表明,石灰與腐殖酸復(fù)合作用對(duì)農(nóng)田土壤Pb、Cd生物有效性的影響與單施石灰或腐殖酸的影響不同,他們之間存在著明顯的交互作用,其中石灰與腐殖酸共同施用對(duì)土壤Pb、Cd生物有效性的調(diào)控效率優(yōu)于單獨(dú)施用腐殖酸或石灰。
王志偉[10]（2019）在《薄皮甜瓜鎘積累特性與鎘脅迫響應(yīng)機(jī)理研究》文中研究說明農(nóng)業(yè)生產(chǎn)正在面臨著日益嚴(yán)重的重金屬鎘造成的土壤污染問題,為了降低鎘超標(biāo)農(nóng)田的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的風(fēng)險(xiǎn)性,本文通過在鎘超標(biāo)地區(qū)開展的大田試驗(yàn),初步篩選出了適宜于鎘超標(biāo)地區(qū)種植的薄皮甜瓜品種,研究了鎘在不同薄皮甜瓜品種植株內(nèi)的分布規(guī)律,并探討了不同鎘積累特性薄皮甜瓜品種間Cd2+流速和亞細(xì)胞分布的差異,研究了不同濃度鎘脅迫對(duì)不同薄皮甜瓜品種植株生長(zhǎng)和抗氧化系統(tǒng)的影響,以及鎘脅迫下不同薄皮甜瓜品種轉(zhuǎn)錄組的測(cè)序分析,為鎘超標(biāo)地區(qū)的種植產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)的調(diào)整提供了參考,為研究薄皮甜瓜對(duì)鎘脅迫響應(yīng)機(jī)理提供理論依據(jù)。主要研究結(jié)果如下:1、調(diào)查樣點(diǎn)的農(nóng)田土壤大部分呈弱酸性,所有樣點(diǎn)農(nóng)田土壤以Cd超標(biāo)率最高,但均未出現(xiàn)Cr和Pb超標(biāo)現(xiàn)象。調(diào)查樣點(diǎn)內(nèi)甜瓜果實(shí)中重金屬積累量較低,積累量變化幅度大,其中厚皮甜瓜果實(shí)中Cd、Cr、Pb、Hg和As積累量分別為0.016～0.024、ND、ND～0.08、ND～0.001和0.003～0.006 mg·kg-1,薄皮甜瓜果實(shí)中Cd、Cr、Pb、Hg和As積累量分別為0.011～0.032、ND～0.084、ND～0.019、ND～0.004和ND～0.013 mg·kg-1。薄皮甜瓜果實(shí)中鎘含量在不同地區(qū)和品種間差別較大,因此應(yīng)對(duì)重金屬污染區(qū)的薄皮甜瓜生產(chǎn)給予更多的關(guān)注。2、通過在Cd超標(biāo)大田土壤中薄皮甜瓜的品種篩選試驗(yàn),測(cè)定了薄皮甜瓜植株不同部位的Cd含量和果實(shí)品質(zhì)。結(jié)果表明:薄皮甜瓜植株各部位中Cd的分布規(guī)律為:基部莖葉>根>上部莖葉>果實(shí)。不同薄皮甜瓜品種對(duì)Cd的吸收和積累存在差異,12個(gè)薄皮品種甜瓜果實(shí)的Cd含量均低于《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》GB2762—2012規(guī)定的甜瓜果實(shí)中鎘的限量指標(biāo)(0.05mg·kg-1),其中IVF-28果實(shí)內(nèi)鎘含量最低,僅為0.0153mg·kg-1。3、鎘脅迫下甜瓜幼苗的生長(zhǎng)受到限制,隨著CdCl2濃度的增加,降低了甜瓜幼苗的株高、莖粗,提高了甜瓜植株CAT、SOD、POD等保護(hù)酶活性,增加了H2O2、MDA、GSH和PRO的含量。4、采用非損傷微測(cè)技術(shù)（NMT）對(duì)X-T-G和IVF-28甜瓜根系和莖維管束組織中Ca2+、K+和Cd2+流速以及Cd2+在根系和葉片中的亞細(xì)胞分布進(jìn)行了測(cè)定。結(jié)果表明,X-T-G和IVF-28根毛區(qū)Cd2+呈內(nèi)流狀態(tài),IVF-28的Cd2+流速高于X-T-G,而莖基部的Cd2+是X-T-G高于IVF-28;根毛區(qū)和莖基部維管束的K+呈現(xiàn)外排趨勢(shì),且莖基部大于根毛區(qū),IVF-28莖基部K+流速大于X-T-G;2個(gè)甜瓜品種根毛區(qū)的Ca2+呈內(nèi)流狀態(tài),IVF-28高于X-T-G,而莖基部維管束組織的Ca2+表現(xiàn)為外排,X-T-G高于IVF-28。甜瓜根系和葉片中鎘的分布規(guī)律為:細(xì)胞壁>細(xì)胞可溶性物質(zhì)>細(xì)胞器,因此,液泡區(qū)室化和細(xì)胞壁固持是甜瓜對(duì)Cd脅迫的重要耐性機(jī)制。甜瓜莖基部維管束組織中的Cd2+流速能夠準(zhǔn)確地反映不同品種轉(zhuǎn)運(yùn)和積累Cd2+的差異。5、在X-T-G和X-T-GD中共檢測(cè)到1302條DEG,其中表達(dá)顯著上調(diào)的基因650條,表達(dá)明顯下調(diào)的基因652條。在IVF-28K和IVF-28D中共檢測(cè)到3980條DEG,其中表達(dá)顯著上調(diào)的基因有1831條,表達(dá)顯著下調(diào)的基因2149條。跨膜運(yùn)輸和碳水化合物代謝過程是甜瓜在鎘脅迫下葉片差異表達(dá)基因富集種類最多的生物過程;轉(zhuǎn)移酶活性是在分子功能中差異表達(dá)基因富集注釋最多的種類;類囊體和細(xì)胞質(zhì)是在細(xì)胞組分中差異基因富集最多的種類。
二、Nd(Ⅲ)及其配合物對(duì)重金屬鎘污染植物的緩解作用（論文開題報(bào)告）
（1）論文研究背景及目的
此處內(nèi)容要求：
首先簡(jiǎn)單簡(jiǎn)介論文所研究問題的基本概念和背景，再而簡(jiǎn)單明了地指出論文所要研究解決的具體問題，并提出你的論文準(zhǔn)備的觀點(diǎn)或解決方法。
寫法范例：
本文主要提出一款精簡(jiǎn)64位RISC處理器存儲(chǔ)管理單元結(jié)構(gòu)并詳細(xì)分析其設(shè)計(jì)過程。在該MMU結(jié)構(gòu)中,TLB采用叁個(gè)分離的TLB,TLB采用基于內(nèi)容查找的相聯(lián)存儲(chǔ)器并行查找,支持粗粒度為64KB和細(xì)粒度為4KB兩種頁面大小,采用多級(jí)分層頁表結(jié)構(gòu)映射地址空間,并詳細(xì)論述了四級(jí)頁表轉(zhuǎn)換過程,TLB結(jié)構(gòu)組織等。該MMU結(jié)構(gòu)將作為該處理器存儲(chǔ)系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)的一個(gè)重要組成部分。
（2）本文研究方法
調(diào)查法：該方法是有目的、有系統(tǒng)的搜集有關(guān)研究對(duì)象的具體信息。
觀察法：用自己的感官和輔助工具直接觀察研究對(duì)象從而得到有關(guān)信息。
實(shí)驗(yàn)法：通過主支變革、控制研究對(duì)象來發(fā)現(xiàn)與確認(rèn)事物間的因果關(guān)系。
文獻(xiàn)研究法：通過調(diào)查文獻(xiàn)來獲得資料，從而全面的、正確的了解掌握研究方法。
實(shí)證研究法：依據(jù)現(xiàn)有的科學(xué)理論和實(shí)踐的需要提出設(shè)計(jì)。
定性分析法：對(duì)研究對(duì)象進(jìn)行“質(zhì)”的方面的研究，這個(gè)方法需要計(jì)算的數(shù)據(jù)較少。
定量分析法：通過具體的數(shù)字，使人們對(duì)研究對(duì)象的認(rèn)識(shí)進(jìn)一步精確化。
跨學(xué)科研究法：運(yùn)用多學(xué)科的理論、方法和成果從整體上對(duì)某一課題進(jìn)行研究。
功能分析法：這是社會(huì)科學(xué)用來分析社會(huì)現(xiàn)象的一種方法，從某一功能出發(fā)研究多個(gè)方面的影響。
模擬法：通過創(chuàng)設(shè)一個(gè)與原型相似的模型來間接研究原型某種特性的一種形容方法。
三、Nd(Ⅲ)及其配合物對(duì)重金屬鎘污染植物的緩解作用（論文提綱范文）
（1）耐Cd2+細(xì)菌篩選及其耐Cd2+機(jī)理研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 緒論 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 重金屬鎘污染現(xiàn)狀 |
| 1.1.2 重金屬鎘污染來源和危害 |
| 1.2 鎘污染治理措施及其原理 |
| 1.2.1 物理化學(xué)法 |
| 1.2.2 生物修復(fù)法 |
| 1.3 微生物修復(fù)Cd污染 |
| 1.3.1 細(xì)菌對(duì)Cd~(2+)的吸附研究 |
| 1.3.2 真菌對(duì)Cd~(2+)的吸附研究 |
| 1.4 研究意義及目的 |
| 1.5 研究?jī)?nèi)容與技術(shù)路線 |
| 1.5.1 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.5.2 技術(shù)路線 |
| 2 材料與方法 |
| 2.1 材料與儀器 |
| 2.1.1 實(shí)驗(yàn)材料 |
| 2.1.2 實(shí)驗(yàn)試劑及儀器 |
| 2.2 實(shí)驗(yàn)方法 |
| 2.2.1 菌株篩選實(shí)驗(yàn)方法 |
| 2.2.2 菌株鑒定方法 |
| 2.2.3 菌株吸附特性研究方法 |
| 2.2.4 不同有機(jī)污染物下吸附性能研究方法 |
| 2.2.5 菌體DNA提取收集 |
| 2.2.6 細(xì)菌全基因組測(cè)序 |
| 2.3 樣品分析方法 |
| 2.4 數(shù)據(jù)處理方法 |
| 3 耐Cd~(2+)細(xì)菌的篩選、鑒定及影響因素研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 耐Cd~(2+)細(xì)菌的篩選 |
| 3.3 耐Cd~(2+)細(xì)菌的鑒定 |
| 3.3.1 菌落特征形態(tài) |
| 3.3.2 細(xì)菌系統(tǒng)發(fā)育樹的構(gòu)建 |
| 3.3.3 菌種的鑒定結(jié)果 |
| 3.4 菌株吸附Cd影響因素的研究 |
| 3.4.1 溶液p H對(duì)吸附效果的影響 |
| 3.4.2 溫度對(duì)吸附效果的影響 |
| 3.4.3 重金屬初始濃度對(duì)吸附效果的影響 |
| 3.5 本章小結(jié) |
| 4 不同有機(jī)污染物對(duì)細(xì)菌Cd~(2+)吸附效果的影響研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 不同污染物對(duì)3 種菌鎘吸附效果的影響研究 |
| 4.2.1 碳源投加量對(duì)3 種菌吸附重金屬的影響 |
| 4.2.2 氮源投加量對(duì)3 種菌吸附重金屬的影響 |
| 4.2.3 磷源投加量對(duì)3 種菌吸附重金屬的影響 |
| 4.2.4 不同濃度COD對(duì)3 種菌吸附重金屬的影響 |
| 4.3 相關(guān)性分析 |
| 4.4 本章小結(jié) |
| 5 耐鎘細(xì)菌吸附Cd~(2+)的分子生物學(xué)機(jī)制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 測(cè)序結(jié)果分析 |
| 5.2.1 測(cè)序數(shù)據(jù)質(zhì)控結(jié)果 |
| 5.2.2 基因組組裝結(jié)果 |
| 5.2.3 基因組組分 |
| 5.2.4 基因島預(yù)測(cè) |
| 5.2.5 基因簇預(yù)測(cè) |
| 5.2.6 Nr數(shù)據(jù)庫和Swissprot數(shù)據(jù)庫注釋分析 |
| 5.2.7 GO數(shù)據(jù)庫注釋分析 |
| 5.2.8 KEGG功能注釋分析 |
| 5.2.9 egg NOG數(shù)據(jù)庫注釋分析 |
| 5.2.10 Pfam數(shù)據(jù)庫注釋分析 |
| 5.2.11 TCDB數(shù)據(jù)庫注釋分析 |
| 5.2.12 CARD數(shù)據(jù)庫注釋分析 |
| 5.3 本章小結(jié) |
| 6 結(jié)論與展望 |
| 6.1 結(jié)論 |
| 6.2 展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
（2）芥菜對(duì)鎘脅迫的生理代謝響應(yīng)及外源脯氨酸的調(diào)控作用研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 緒論 |
| 1.1 重金屬鎘的研究進(jìn)展 |
| 1.1.1 鎘污染的來源 |
| 1.1.2 鎘污染的危害 |
| 1.1.3 Cd污染的現(xiàn)狀 |
| 1.2 植物對(duì)Cd脅迫的響應(yīng) |
| 1.2.1 植物體內(nèi)Cd分布情況 |
| 1.2.2 Cd對(duì)植物生長(zhǎng)發(fā)育的影響 |
| 1.2.3 Cd脅迫與植物的氧化代謝 |
| 1.2.4 Cd脅迫與植物的營(yíng)養(yǎng)代謝與次生代謝 |
| 1.3 土壤環(huán)境污染修復(fù) |
| 1.3.1 重金屬超富集植物 |
| 1.3.2 植物修復(fù)技術(shù) |
| 1.4 代謝組學(xué)概述 |
| 1.5 研究目的與意義 |
| 1.6 技術(shù)路線 |
| 2 芥菜對(duì)鎘脅迫的生理響應(yīng)機(jī)制 |
| 2.1 實(shí)驗(yàn)材料與耗材 |
| 2.1.1 實(shí)驗(yàn)儀器 |
| 2.1.2 實(shí)驗(yàn)試劑與耗材 |
| 2.2 實(shí)驗(yàn)方法 |
| 2.2.1 材料培養(yǎng)及處理 |
| 2.2.2 生物量測(cè)定 |
| 2.2.3 鎘元素含量測(cè)定 |
| 2.2.4 細(xì)胞活性測(cè)定 |
| 2.2.5 木質(zhì)素測(cè)定 |
| 2.2.6 超氧化物歧化酶(SOD)測(cè)定 |
| 2.2.7 過氧化物酶(POD)測(cè)定 |
| 2.2.8 苯丙氨酸解氨酶(PAL)測(cè)定 |
| 2.2.9 抗壞血酸過氧化物酶(APX)測(cè)定 |
| 2.2.10 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析 |
| 2.3 結(jié)果與分析 |
| 2.3.1 生物量分析 |
| 2.3.2 鎘元素含量分析 |
| 2.3.3 細(xì)胞活性分析 |
| 2.3.4 木質(zhì)素沉積分析 |
| 2.3.5 超氧化物歧化酶(SOD)分析 |
| 2.3.6 過氧化物酶(POD)分析 |
| 2.3.7 苯丙氨酸解氨酶(PAL)分析 |
| 2.3.8 抗壞血酸過氧化物酶(APX)分析 |
| 2.4 討論 |
| 2.4.1 鎘脅迫對(duì)生物量的影響 |
| 2.4.2 鎘元素含量分析 |
| 2.4.3 細(xì)胞活性分析 |
| 2.4.4 鎘脅迫對(duì)木質(zhì)素沉積的影響 |
| 2.4.5 鎘脅迫對(duì)芥菜抗氧化酶活性的影響 |
| 2.5 小結(jié) |
| 3 芥菜對(duì)鎘脅迫的代謝響應(yīng)機(jī)制 |
| 3.1 實(shí)驗(yàn)材料與耗材 |
| 3.1.1 實(shí)驗(yàn)材料 |
| 3.1.2 實(shí)驗(yàn)儀器 |
| 3.1.3 實(shí)驗(yàn)試劑與耗材 |
| 3.2 實(shí)驗(yàn)方法 |
| 3.2.1 材料培養(yǎng)及處理 |
| 3.2.2 樣品提取和檢測(cè)方法 |
| 3.2.3 液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用(LC-MS)檢測(cè) |
| 3.2.4 數(shù)據(jù)預(yù)處理 |
| 3.2.5 代謝途徑富集分析 |
| 3.3 結(jié)果與分析 |
| 3.3.1 芥菜LC-MS非靶向分析 |
| 3.3.2 不同芥菜樣品的多變量分析 |
| 3.3.3 差異代謝物分析 |
| 3.3.4 差異代謝通路和代謝網(wǎng)絡(luò)分析 |
| 3.4 討論 |
| 3.4.1 差異代謝物分析 |
| 3.4.2 差異代謝通路和代謝網(wǎng)絡(luò)分析 |
| 3.5 小結(jié) |
| 4 外源脯氨酸對(duì)芥菜鎘耐性影響的研究 |
| 4.1 實(shí)驗(yàn)材料與耗材 |
| 4.1.1 實(shí)驗(yàn)儀器 |
| 4.1.2 實(shí)驗(yàn)試劑與耗材 |
| 4.2 實(shí)驗(yàn)方法 |
| 4.2.1 材料培養(yǎng)及處理 |
| 4.2.2 生物量測(cè)定 |
| 4.2.3 細(xì)胞活性測(cè)定 |
| 4.2.4 超氧化物歧化酶(SOD)測(cè)定 |
| 4.2.5 過氧化物酶(POD)測(cè)定 |
| 4.2.6 苯丙氨酸解氨酶(PAL)測(cè)定 |
| 4.2.7 抗壞血酸過氧化物酶(APX)測(cè)定 |
| 4.2.8 統(tǒng)計(jì)與分析 |
| 4.3 結(jié)果與分析 |
| 4.3.1 生物量分析 |
| 4.3.2 細(xì)胞活性分析 |
| 4.3.3 超氧化物歧化酶(SOD)分析 |
| 4.3.4 過氧化物酶(POD)分析 |
| 4.3.5 苯丙氨酸解氨酶(PAL)分析 |
| 4.3.6 抗壞血酸過氧化物酶(APX)分析 |
| 4.4 討論 |
| 4.4.1 外源脯氨酸對(duì)鎘脅迫芥菜生物量影響 |
| 4.4.2 外源脯氨酸對(duì)鎘脅迫芥菜細(xì)胞活性影響 |
| 4.4.3 外源脯氨酸對(duì)鎘脅迫芥菜抗氧化酶活性影響 |
| 4.5 小結(jié) |
| 5 結(jié)論與展望 |
| 5.1 實(shí)驗(yàn)結(jié)論 |
| 5.2 創(chuàng)新點(diǎn) |
| 5.3 展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 附錄 攻讀學(xué)位期間的主要學(xué)術(shù)成果 |
| 致謝 |
（3）氨基酸和鈣鎂磷肥對(duì)水稻鎘積累的影響（論文提綱范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 鎘污染現(xiàn)狀及來源 |
| 1.2 鎘污染對(duì)水稻生長(zhǎng)發(fā)育的影響 |
| 1.3 鎘污染對(duì)稻米營(yíng)養(yǎng)品質(zhì)的影響 |
| 1.3.1 Cd污染對(duì)必需元素含量的影響 |
| 1.3.2 Cd污染對(duì)氨基酸含量的影響 |
| 1.4 磷及鈣鎂磷肥對(duì)水稻生長(zhǎng)發(fā)育的影響 |
| 1.4.1 磷對(duì)水稻生長(zhǎng)發(fā)育的影響 |
| 1.4.2 鈣鎂磷肥對(duì)水稻生長(zhǎng)發(fā)育的影響 |
| 1.5 磷及鈣鎂磷肥對(duì)稻米營(yíng)養(yǎng)品質(zhì)的影響 |
| 1.6 降鎘葉面肥的研究進(jìn)展 |
| 1.7 研究目的及意義 |
| 1.8 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.9 技術(shù)路線 |
| 第二章 鎘污染程度對(duì)稻米營(yíng)養(yǎng)元素和氨基酸含量的影響 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料與方法 |
| 2.2.1 植物材料和試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 2.2.2 植物和土壤采集及鎘含量測(cè)定 |
| 2.2.3 氨基酸含量測(cè)定 |
| 2.2.4 數(shù)據(jù)分析 |
| 2.3 結(jié)果與分析 |
| 2.3.1 農(nóng)田鎘污染對(duì)稻米鎘和氨基酸含量的影響 |
| 2.3.2 氨基酸對(duì)稻米鎘含量的影響 |
| 2.3.3 營(yíng)養(yǎng)元素對(duì)稻米鎘含量的影響 |
| 2.3.4 氨基酸和營(yíng)養(yǎng)元素聯(lián)合效應(yīng)對(duì)稻米鎘含量的影響 |
| 2.4 討論 |
| 2.4.1 鎘污染增加健康風(fēng)險(xiǎn)并抑制稻米氨基酸合成 |
| 2.4.2 稻米鎘積累消耗谷氨酸 |
| 2.4.3 Mn和Glu對(duì)稻米鎘積累的相互作用 |
| 2.5 小結(jié) |
| 第三章 葉面噴施氨基酸對(duì)稻米鎘含量及部分營(yíng)養(yǎng)品質(zhì)的影響 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料與方法 |
| 3.2.1 植物材料和試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 3.2.2 Cd及營(yíng)養(yǎng)元素含量測(cè)定 |
| 3.2.3 氨基酸分析 |
| 3.2.4 游離氨基酸含量的測(cè)定 |
| 3.2.5 數(shù)據(jù)分析 |
| 3.3 結(jié)果與分析 |
| 3.3.1 大田噴施氨基酸對(duì)水稻鎘積累的影響 |
| 3.3.2 大田噴施氨基酸對(duì)水稻營(yíng)養(yǎng)元素的影響 |
| 3.3.3 大田噴施氨基酸對(duì)稻米氨基酸含量的影響 |
| 3.3.4 大田噴施氨基酸種類與稻米氨基酸含量的相關(guān)性 |
| 3.3.5 葉面噴施蛋氨酸對(duì)水稻鎘積累的影響 |
| 3.3.6 葉面噴施蛋氨酸對(duì)水稻營(yíng)養(yǎng)元素的影響 |
| 3.3.7 葉面噴施蛋氨酸對(duì)稻米氨基酸含量和穗軸游離氨基酸含量的影響 |
| 3.4 討論 |
| 3.4.1 噴施氨基酸抑制水稻籽粒和營(yíng)養(yǎng)體內(nèi)Cd的轉(zhuǎn)運(yùn) |
| 3.4.2 噴施氨基酸影響水稻籽粒和營(yíng)養(yǎng)體內(nèi)營(yíng)養(yǎng)元素轉(zhuǎn)運(yùn) |
| 3.4.3 噴施氨基酸影響水稻籽粒和營(yíng)養(yǎng)體內(nèi)的氨基酸代謝 |
| 3.4.4 噴施氨基酸調(diào)控Cd轉(zhuǎn)運(yùn)機(jī)理 |
| 3.5 小結(jié) |
| 第四章 鈣鎂磷肥對(duì)鎘污染農(nóng)田水稻根系發(fā)育和氨基酸代謝的影響 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料與方法 |
| 4.2.1 植物材料和試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 4.2.2 鐵膜測(cè)定 |
| 4.2.3 蛋白質(zhì)和淀粉的分離 |
| 4.2.4 Cd和營(yíng)養(yǎng)元素含量測(cè)定 |
| 4.2.5 元素相對(duì)原子百分比測(cè)定 |
| 4.2.6 氨基酸含量測(cè)定 |
| 4.2.7 數(shù)據(jù)分析 |
| 4.3 結(jié)果與分析 |
| 4.3.1 鈣鎂磷肥對(duì)根系數(shù)量及鎘含量的影響 |
| 4.3.2 鈣鎂磷肥對(duì)稻米及營(yíng)養(yǎng)器官鎘含量的影響 |
| 4.3.3 鈣鎂磷肥對(duì)蛋白質(zhì)和淀粉中鎘含量及營(yíng)養(yǎng)元素含量的影響 |
| 4.3.4 鈣鎂磷肥對(duì)稻米氨基酸含量的影響 |
| 4.4 討論 |
| 4.4.1 鈣鎂磷肥促進(jìn)水稻根系發(fā)育抑制根內(nèi)Cd積累 |
| 4.4.2 鈣鎂磷肥抑制營(yíng)養(yǎng)器官Cd轉(zhuǎn)運(yùn) |
| 4.4.3 鈣鎂磷肥促進(jìn)稻米中氨基酸合成 |
| 4.5 小結(jié) |
| 第五章 磷酸鹽對(duì)水稻幼苗鎘吸收及氨基酸含量的影響 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料與方法 |
| 5.2.1 植物材料和試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 5.2.2 樣品處理 |
| 5.2.3 Cd及營(yíng)養(yǎng)元素含量測(cè)定 |
| 5.2.4 元素相對(duì)原子百分比測(cè)定 |
| 5.2.5 游離氨基酸含量的測(cè)定 |
| 5.3 結(jié)果與分析 |
| 5.3.1 磷酸鹽對(duì)水稻幼苗鎘含量的影響 |
| 5.3.2 磷酸鹽對(duì)水稻幼苗營(yíng)養(yǎng)元素的影響 |
| 5.3.3 磷酸鹽對(duì)水稻幼苗游離氨基酸含量的影響 |
| 5.4 討論 |
| 5.4.1 磷酸鹽抑制水稻幼苗內(nèi)鎘的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn) |
| 5.4.2 磷酸鹽影響水稻幼苗內(nèi)營(yíng)養(yǎng)元素的轉(zhuǎn)運(yùn) |
| 5.4.3 磷酸鹽促進(jìn)水稻幼苗地上部葉片內(nèi)氨基酸的合成 |
| 5.5 小結(jié) |
| 第六章 全文結(jié)論 |
| 6.1 主要結(jié)論 |
| 6.1.1 農(nóng)田鎘污染抑制稻米氨基酸合成 |
| 6.1.2 葉面噴施氨基酸顯著降低稻米鎘含量 |
| 6.1.3 鈣鎂磷肥顯著降低稻米鎘含量和促進(jìn)氨基酸合成 |
| 6.1.4 磷酸鹽降低水稻幼苗鎘吸收并促進(jìn)地上部氨基酸合成 |
| 6.2 創(chuàng)新點(diǎn) |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
| 作者簡(jiǎn)歷 |
（4）紫薯礦質(zhì)代謝對(duì)鎘污染的生理響應(yīng)及機(jī)理研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 緒論 |
| 引言 |
| 1.1 土壤重金屬鎘污染及其植物修復(fù)研究進(jìn)展 |
| 1.1.1 鎘污染主要來源、危害及現(xiàn)狀 |
| 1.1.2 植物修復(fù)技術(shù) |
| 1.1.3 根莖類植物修復(fù)土壤重金屬污染的研究進(jìn)展 |
| 1.2 重金屬鎘與礦質(zhì)元素互作的研究進(jìn)展 |
| 1.2.1 重金屬鎘對(duì)礦質(zhì)元素代謝的影響 |
| 1.2.2 礦質(zhì)元素對(duì)重金屬鎘累積的影響 |
| 1.3 植物鎘累積機(jī)制的研究進(jìn)展 |
| 1.3.1 與重金屬Cd轉(zhuǎn)運(yùn)相關(guān)的基因 |
| 1.3.2 與重金屬Cd螯合相關(guān)的物質(zhì) |
| 1.4 組學(xué)技術(shù)在植物累積重金屬中的應(yīng)用研究進(jìn)展 |
| 1.5 課題來源及主要研究?jī)?nèi)容 |
| 1.5.1 項(xiàng)目來源 |
| 1.5.2 主要研究?jī)?nèi)容 |
| 1.5.3 研究技術(shù)路線 |
| 1.6 創(chuàng)新點(diǎn)及研究意義 |
| 1.6.1 創(chuàng)新點(diǎn) |
| 1.6.2 研究意義 |
| 第二章 鎘脅迫對(duì)紫薯不同生長(zhǎng)時(shí)期礦質(zhì)代謝的影響 |
| 引言 |
| 2.1 材料與方法 |
| 2.1.1 植物材料與培養(yǎng) |
| 2.1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與處理 |
| 2.1.3 樣品收集與離子含量測(cè)定 |
| 2.1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析 |
| 2.2 結(jié)果與分析 |
| 2.2.1 不同生長(zhǎng)時(shí)期紫薯各部位的鎘含量和富集系數(shù) |
| 2.2.2 鎘脅迫下紫薯不同生長(zhǎng)時(shí)期各部位礦質(zhì)元素的含量 |
| 2.2.3 離子含量的主成分分析 |
| 2.2.4 離子含量的相關(guān)性分析 |
| 2.3 討論 |
| 2.4 本章小結(jié) |
| 第三章 水培紫薯鎘與礦質(zhì)元素的互作關(guān)系研究 |
| 引言 |
| 3.1 材料與方法 |
| 3.1.1 植物培養(yǎng) |
| 3.1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與處理 |
| 3.1.3 樣品收集與離子含量測(cè)定 |
| 3.1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析 |
| 3.2 結(jié)果與分析 |
| 3.2.1 水培紫薯各部位的生物量和鎘含量 |
| 3.2.2 水培條件下鎘脅迫對(duì)紫薯礦質(zhì)元素含量的影響 |
| 3.2.3 水培條件下離子含量的主成分分析 |
| 3.2.4 水培條件下離子含量的相關(guān)性分析 |
| 3.2.5 礦質(zhì)元素Fe、Mn處理對(duì)紫薯鎘轉(zhuǎn)移的影響 |
| 3.3 討論 |
| 3.4 本章小結(jié) |
| 第四章 基于轉(zhuǎn)錄組學(xué)與代謝組學(xué)的紫薯鎘響應(yīng)機(jī)理 |
| 引言 |
| 4.1 材料與方法 |
| 4.1.1 植物培養(yǎng) |
| 4.1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與處理 |
| 4.1.3 轉(zhuǎn)錄組測(cè)序 |
| 4.1.4 代謝組測(cè)序 |
| 4.1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析 |
| 4.2 結(jié)果與分析 |
| 4.2.1 鎘脅迫下紫薯幼苗根系的轉(zhuǎn)錄組分析 |
| 4.2.2 鎘脅迫下紫薯幼苗根系的代謝組分析 |
| 4.2.3 基于轉(zhuǎn)錄組和代謝組聯(lián)合分析紫薯響應(yīng)鎘脅迫的機(jī)理 |
| 4.3 討論 |
| 4.4 本章小結(jié) |
| 結(jié)論與展望 |
| 致謝 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 附錄 |
| 攻讀學(xué)位期間取得的研究成果 |
（5）甘薯塊根對(duì)鈾/鎘吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)、微區(qū)分布及逆境生理響應(yīng)機(jī)制（論文提綱范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 放射性及重金屬污染研究現(xiàn)狀及發(fā)展動(dòng)態(tài) |
| 1.1.1 鈾污染來源及危害 |
| 1.1.2 鎘污染來源及危害 |
| 1.1.3 鈾及伴生重金屬鎘的生物地球化學(xué)循環(huán) |
| 1.2 鈾/鎘在農(nóng)作物中的累積特性及植物毒性效應(yīng) |
| 1.3 土壤鈾/鎘生物有效性及影響因素 |
| 1.4 植物對(duì)鈾及伴生重金屬的富集機(jī)理 |
| 1.5 植物根系鈾/鎘吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)的影響因素 |
| 1.6 環(huán)境組學(xué)在植物重金屬富集機(jī)理研究中的應(yīng)用 |
| 1.7 選題依據(jù)、內(nèi)容及提出的科學(xué)問題 |
| 1.7.1 選題依據(jù) |
| 1.7.2 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.7.3 擬解決的關(guān)鍵科學(xué)問題 |
| 第二章 甘薯對(duì)土壤鈾/鎘的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)特性及光合響應(yīng) |
| 2.1 實(shí)驗(yàn)材料與方法 |
| 2.1.1 盆栽實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 2.1.2 植物樣品前處理 |
| 2.1.3 標(biāo)準(zhǔn)溶液制備及儀器工作參數(shù) |
| 2.1.4 植物葉片光合參數(shù)的測(cè)定 |
| 2.1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析 |
| 2.2 結(jié)果與分析 |
| 2.2.1 甘薯不同時(shí)期各器官U/Cd累積特性 |
| 2.2.2 U/Cd對(duì)不同時(shí)期甘薯光合碳代謝的影響 |
| 2.2.3 甘薯U/Cd累積特性與光合代謝相關(guān)性分析 |
| 2.3 討論 |
| 2.4 本章小結(jié) |
| 第三章 甘薯離子組代謝對(duì)鈾/鎘污染的響應(yīng) |
| 3.1 實(shí)驗(yàn)材料與方法 |
| 3.1.1 盆栽實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 3.1.2 植物樣品前處理 |
| 3.1.3 混合標(biāo)準(zhǔn)溶液制備及儀器工作參數(shù) |
| 3.1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析 |
| 3.2 結(jié)果與分析 |
| 3.2.1 U/Cd對(duì)紫薯不同時(shí)期離子組代謝的影響 |
| 3.2.2 U/Cd對(duì)普通紅薯不同時(shí)期離子組代謝的影響 |
| 3.2.3 甘薯離子組與U/Cd的互作網(wǎng)絡(luò)分析 |
| 3.3 討論 |
| 3.4 本章小結(jié) |
| 第四章 甘薯根際土壤微生物與代謝組對(duì)鈾/鎘響應(yīng)機(jī)理 |
| 4.1 實(shí)驗(yàn)材料與方法 |
| 4.1.1 盆栽實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 4.1.2 根際土壤樣品的制備 |
| 4.1.3 土壤元素速效態(tài)的提取 |
| 4.1.4 混合標(biāo)準(zhǔn)溶液制備及儀器工作參數(shù) |
| 4.1.5 根際土壤離子組數(shù)據(jù)處理 |
| 4.1.6 根際土壤微生物多樣性分析 |
| 4.1.7 根際土壤代謝組分析 |
| 4.1.8 數(shù)據(jù)可視化分析 |
| 4.2 結(jié)果與分析 |
| 4.2.1 甘薯根際土壤有效態(tài)元素離子組分析 |
| 4.2.2 甘薯根際土壤微生物多樣性分析 |
| 4.2.3 甘薯根際土壤代謝組分析 |
| 4.2.4 甘薯根際土壤差異代謝物與微生物多樣性關(guān)聯(lián)分析 |
| 4.3 討論 |
| 4.4 本章小結(jié) |
| 第五章 甘薯對(duì)鈾/鎘的微區(qū)分布及植物毒性機(jī)理 |
| 5.1 實(shí)驗(yàn)材料與方法 |
| 5.1.1 試材培養(yǎng)及處理 |
| 5.1.2 植物生長(zhǎng)狀態(tài)及光合參數(shù)分析 |
| 5.1.3 植物U/Cd及礦質(zhì)元素含量檢測(cè) |
| 5.1.4 根系U/Cd微區(qū)分布表征 |
| 5.1.5 根部代謝組分析 |
| 5.1.6 根部轉(zhuǎn)錄組分析 |
| 5.1.7 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析 |
| 5.2 結(jié)果分析 |
| 5.2.1 U/Cd對(duì)甘薯生長(zhǎng)、光合及根系結(jié)構(gòu)的影響 |
| 5.2.2 甘薯根中U/Cd的微區(qū)分布及賦存形態(tài) |
| 5.2.3 甘薯礦質(zhì)代謝對(duì)U/Cd的響應(yīng) |
| 5.2.4 甘薯根系代謝組對(duì)U/Cd暴露的響應(yīng) |
| 5.2.5 甘薯根系轉(zhuǎn)錄組對(duì)U/Cd的響應(yīng) |
| 5.3 討論 |
| 5.4 本章小結(jié) |
| 第六章 結(jié)論與展望 |
| 6.1 全文討論 |
| 6.2 結(jié)論 |
| 6.3 主要?jiǎng)?chuàng)新點(diǎn) |
| 6.4 研究展望 |
| 致謝 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 攻讀學(xué)位期間取得的研究成果 |
（6）細(xì)菌強(qiáng)化包心芥菜修復(fù)重金屬Cd、Zn復(fù)合污染土壤研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 土壤重金屬污染概述 |
| 1.2.1 土壤重金屬污染現(xiàn)狀 |
| 1.2.2 土壤重金屬污染來源 |
| 1.2.3 土壤重金屬污染危害 |
| 1.2.4 土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù) |
| 1.3 微生物強(qiáng)化植物修復(fù)土壤重金屬污染的研究進(jìn)展 |
| 1.3.1 土壤重金屬污染的植物修復(fù)技術(shù) |
| 1.3.2 微生物在強(qiáng)化植物修復(fù)土壤重金屬污染中的作用 |
| 1.4 研究目的及意義 |
| 1.5 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.6 技術(shù)路線 |
| 第二章 細(xì)菌對(duì)Cd、Zn污染土壤理化性質(zhì)及重金屬DTPA浸提態(tài)的影響 |
| 引言 |
| 2.1 試驗(yàn)材料 |
| 2.1.1 供試材料 |
| 2.1.2 試驗(yàn)主要儀器及藥品 |
| 2.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 2.2.1 土壤培養(yǎng)試驗(yàn) |
| 2.2.2 測(cè)定方法 |
| 2.3 數(shù)據(jù)分析 |
| 2.4 結(jié)果與討論 |
| 2.4.1 細(xì)菌對(duì)Cd、Zn污染土壤理化性質(zhì)的影響 |
| 2.4.2 細(xì)菌對(duì) Cd、Zn 污染土壤重金屬 DTPA 浸提態(tài)含量的影響 |
| 2.4.3 細(xì)菌對(duì)Cd、Zn污染土壤酶活性的影響 |
| 2.5 相關(guān)性分析 |
| 2.6 小結(jié) |
| 第三章 Cd、Zn脅迫下細(xì)菌對(duì)植物的影響 |
| 引言 |
| 3.1 試驗(yàn)材料 |
| 3.1.1 供試材料 |
| 3.1.2 試驗(yàn)主要儀器及藥品 |
| 3.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 3.2.1 盆栽試驗(yàn) |
| 3.2.2 測(cè)定方法 |
| 3.3 數(shù)據(jù)分析 |
| 3.4 結(jié)果與討論 |
| 3.4.1 Cd、Zn脅迫下細(xì)菌對(duì)植物生長(zhǎng)特性的影響 |
| 3.4.2 Cd、Zn脅迫下細(xì)菌對(duì)植物體內(nèi)重金屬積累的影響 |
| 3.4.3 Cd、Zn脅迫下細(xì)菌對(duì)植物葉綠素含量的影響 |
| 3.4.4 Cd、Zn脅迫下細(xì)菌對(duì)植物抗氧化特性的影響 |
| 3.4.5 Cd、Zn脅迫下細(xì)菌對(duì)植物富集、轉(zhuǎn)運(yùn)能力的影響 |
| 3.5 小結(jié) |
| 第四章 Cd、Zn脅迫下細(xì)菌對(duì)盆栽土壤的影響 |
| 引言 |
| 4.1 試驗(yàn)材料 |
| 4.1.1 供試材料 |
| 4.1.2 試驗(yàn)主要儀器及藥品 |
| 4.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 4.2.1 土壤盆栽試驗(yàn) |
| 4.2.2 測(cè)定方法 |
| 4.3 數(shù)據(jù)分析 |
| 4.4 結(jié)果與討論 |
| 4.4.1 Cd、Zn脅迫下細(xì)菌對(duì)盆栽土壤p H的影響 |
| 4.4.2 Cd、Zn脅迫下細(xì)菌對(duì)盆栽土壤重金屬DTPA浸提態(tài)的影響 |
| 4.4.3 Cd、Zn脅迫下細(xì)菌對(duì)盆栽土壤酶活性的影響 |
| 4.5 相關(guān)性分析 |
| 4.6 小結(jié) |
| 第五章 結(jié)論與展望 |
| 5.1 結(jié)論 |
| 5.2 創(chuàng)新點(diǎn) |
| 5.3 研究展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
| 個(gè)人簡(jiǎn)歷 |
（7）乙酰膽堿調(diào)節(jié)煙草鎘脅迫響應(yīng)的生理機(jī)制（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 縮略詞 |
| 第一章 文獻(xiàn)綜述 |
| 1.1 鎘污染現(xiàn)狀研究 |
| 1.2 鎘對(duì)植物的毒害作用 |
| 1.2.1 鎘對(duì)植物生長(zhǎng)發(fā)育的影響 |
| 1.2.2 鎘對(duì)植物光合機(jī)構(gòu)的損傷 |
| 1.2.3 鎘對(duì)植物氧化損傷的影響 |
| 1.3 植物體內(nèi)鎘的吸收與轉(zhuǎn)運(yùn) |
| 1.4 植物在鎘脅迫下的解毒機(jī)制 |
| 1.4.1 抗氧化防御系統(tǒng) |
| 1.4.2 甲基乙二醛酶系統(tǒng) |
| 1.4.3 區(qū)室化與螯合作用 |
| 1.4.4 有機(jī)酸和氨基酸配體 |
| 1.5 植物中的神經(jīng)遞質(zhì)作用機(jī)制 |
| 1.6 乙酰膽堿的應(yīng)用研究進(jìn)展 |
| 1.6.1 乙酰膽堿的生物合成途徑 |
| 1.6.2 乙酰膽堿在植物中的生理作用 |
| 1.6.3 乙酰膽堿在非生物脅迫中的作用 |
| 1.7 本研究的目的與意義 |
| 第二章 外源乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草生長(zhǎng)的影響 |
| 2.1 材料與方法 |
| 2.1.1 試驗(yàn)與處理 |
| 2.1.2 生長(zhǎng)參數(shù)測(cè)定 |
| 2.1.3 光合色素含量測(cè)定 |
| 2.1.4 氣體交換參數(shù)測(cè)定 |
| 2.1.5 PSII活性測(cè)定 |
| 2.1.6 氣孔形態(tài)觀察 |
| 2.1.7 統(tǒng)計(jì)分析 |
| 2.2 結(jié)果與分析 |
| 2.2.1 不同濃度鎘脅迫對(duì)煙草幼苗生長(zhǎng)的影響 |
| 2.2.2 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草幼苗生長(zhǎng)的影響 |
| 2.2.3 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草葉片光合色素含量的影響 |
| 2.2.4 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草葉片氣孔交換參數(shù)的影響 |
| 2.2.5 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草葉片葉綠素?zé)晒鈪?shù)的影響 |
| 2.2.6 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草葉片氣孔結(jié)構(gòu)的影響 |
| 2.3 討論 |
| 2.4 小結(jié) |
| 第三章 外源乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草幼苗活性氧清除系統(tǒng)的影響 |
| 3.1 材料與方法 |
| 3.1.1 試驗(yàn)與處理 |
| 3.1.2 丙二醛含量測(cè)定 |
| 3.1.3 電導(dǎo)率和相對(duì)含水量測(cè)定 |
| 3.1.4 脯氨酸含量測(cè)定 |
| 3.1.5 O_2~(·-)和H_2O_2含量測(cè)定 |
| 3.1.6 過氧化氫和超氧根離子組織化學(xué)染色 |
| 3.1.7 抗氧化酶活性測(cè)定 |
| 3.1.8 抗壞血酸和谷胱甘肽含量測(cè)定 |
| 3.1.9 鎘含量測(cè)定 |
| 3.1.10 不同濃度乙酰膽堿參與煙草耐鎘性綜合評(píng)價(jià) |
| 3.1.11 統(tǒng)計(jì)分析 |
| 3.2 結(jié)果與分析 |
| 3.2.1 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草葉片膜酯化的影響 |
| 3.2.2 乙酰膽對(duì)鎘脅迫下煙草葉片活性氧累積的影響 |
| 3.2.3 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草幼苗抗氧化酶活性的影響 |
| 3.2.4 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草氧化還原平衡的影響 |
| 3.2.5 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草中鎘累積的影響 |
| 3.2.6 相關(guān)性分析 |
| 3.2.7 基于主成分分析對(duì)煙草鎘脅迫下外源乙酰膽堿濃度綜合評(píng)價(jià) |
| 3.2.8 生長(zhǎng)及抗逆指標(biāo)綜合評(píng)價(jià) |
| 3.2.9 模糊隸屬函數(shù)法綜合評(píng)價(jià) |
| 3.3 討論 |
| 3.4 小結(jié) |
| 第四章 外源乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草幼苗光合與PSII光化學(xué)特性的影響 |
| 4.1 材料與方法 |
| 4.1.1 試驗(yàn)與處理 |
| 4.1.2 光合色素含量測(cè)定 |
| 4.1.3 光合參數(shù)與水分利用效率測(cè)定 |
| 4.1.4 Rubisco活性測(cè)定 |
| 4.1.5 光響應(yīng)曲線測(cè)定 |
| 4.1.6 葉綠素?zé)晒鈪?shù)測(cè)定 |
| 4.1.7 O-J-I-P曲線測(cè)定 |
| 4.1.8 葉綠體Ca~(2+)-ATPase和 Mg~(2+)-ATPase活性測(cè)定 |
| 4.1.9 葉綠體超微結(jié)構(gòu)觀察 |
| 4.1.10 統(tǒng)計(jì)分析 |
| 4.2 結(jié)果與分析 |
| 4.2.1 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草葉片光合色素含量的影響 |
| 4.2.2 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草葉片氣孔參數(shù)的影響 |
| 4.2.3 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草葉片光響應(yīng)曲線的影響 |
| 4.2.4 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下光響應(yīng)特征參數(shù)的影響 |
| 4.2.5 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草PSII活性的影響 |
| 4.2.6 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草幼苗相對(duì)電子傳遞速率的影響 |
| 4.2.7 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫煙草葉片O-J-I-P曲線的影響 |
| 4.2.8 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草葉片能量參數(shù)的影響 |
| 4.2.9 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草葉綠體Ca~(2+)-ATPase和 Mg~(2+)-ATPase活性的影響 |
| 4.2.10 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草葉綠體超微結(jié)構(gòu)的影響 |
| 4.3 討論 |
| 4.4 小結(jié) |
| 第五章 外源乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草幼苗膜酯化的影響 |
| 5.1 材料與方法 |
| 5.1.1 試驗(yàn)與處理 |
| 5.1.2 生長(zhǎng)參數(shù)測(cè)定 |
| 5.1.3 根系活力測(cè)定 |
| 5.1.4 超氧陰離子和過氧化氫含量測(cè)定 |
| 5.1.5 TBARS、電導(dǎo)率、脯氨酸含量測(cè)定 |
| 5.1.6 葉片及根細(xì)胞的組織化學(xué)染色 |
| 5.1.7 根系細(xì)胞活性檢測(cè) |
| 5.1.8 甲基乙二醛含量、乙二醛酶I、乙二醛酶II活性測(cè)定 |
| 5.1.9 乙酰膽堿含量測(cè)定 |
| 5.1.10 乙酰膽堿轉(zhuǎn)移酶、乙酰膽堿酯酶活性測(cè)定 |
| 5.1.11 H~+-ATPase活性測(cè)定 |
| 5.1.12 統(tǒng)計(jì)分析 |
| 5.2 結(jié)果與分析 |
| 5.2.1 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草生長(zhǎng)參數(shù)的影響 |
| 5.2.2 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下根細(xì)胞活力的影響 |
| 5.2.3 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草幼苗ROS累積的影響 |
| 5.2.4 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草幼苗膜脂質(zhì)過氧化和膜完整性的影響 |
| 5.2.5 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草幼苗乙二醛酶活性的影響 |
| 5.2.6 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草H~+-ATPase活性的影響 |
| 5.2.7 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草內(nèi)源ACh含量及相關(guān)酶活性的影響 |
| 5.3 討論 |
| 5.4 小結(jié) |
| 第六章 外源乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草礦質(zhì)元素分配、氨基酸及有機(jī)酸含量的影響 |
| 6.1 材料與方法 |
| 6.1.1 試驗(yàn)與處理 |
| 6.1.2 可溶性糖、淀粉、蛋白含量測(cè)定 |
| 6.1.3 總酚含量測(cè)定 |
| 6.1.4 黃酮含量測(cè)定 |
| 6.1.5 煙堿和甜菜堿含量測(cè)定 |
| 6.1.6 礦質(zhì)元素含量測(cè)定 |
| 6.1.7 內(nèi)源激素含量測(cè)定 |
| 6.1.8 HPLC測(cè)定有機(jī)酸含量 |
| 6.1.9 游離氨基酸含量測(cè)定 |
| 6.1.10 煙草各組分FTIR分析 |
| 6.1.11 統(tǒng)計(jì)分析 |
| 6.2 結(jié)果與分析 |
| 6.2.1 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草可溶性糖、蛋白、淀粉含量的影響 |
| 6.2.2 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草中非酶類抗氧化物含量的影響 |
| 6.2.3 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草中礦質(zhì)元素含量的影響 |
| 6.2.4 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草內(nèi)源激素含量的影響 |
| 6.2.5 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草中有機(jī)酸含量的影響 |
| 6.2.6 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草中游離氨基酸含量的影響 |
| 6.2.7 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草地上部FTIR的影響 |
| 6.2.8 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草根部FTIR的影響 |
| 6.3 討論 |
| 6.4 小結(jié) |
| 第七章 外源乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草鎘化學(xué)形態(tài)、亞細(xì)胞分布及鎘轉(zhuǎn)運(yùn)基因表達(dá)的影響 |
| 7.1 材料與方法 |
| 7.1.1 試驗(yàn)與處理 |
| 7.1.2 谷胱甘肽、非蛋白巰基和植物螯合素含量測(cè)定 |
| 7.1.3 亞細(xì)胞分離及鎘含量測(cè)定 |
| 7.1.4 不同化學(xué)形態(tài)鎘的提取與測(cè)定 |
| 7.1.5 鎘組織定位 |
| 7.1.6 NMT技術(shù)測(cè)定煙草根系鎘離子流速 |
| 7.1.7 鎘轉(zhuǎn)運(yùn)相關(guān)基因q RT-PCR分析 |
| 7.1.8 統(tǒng)計(jì)分析 |
| 7.2 結(jié)果與分析 |
| 7.2.1 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草不同部位鎘含量的影響 |
| 7.2.2 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草幼苗GSH、NPTs、PC_S含量的影響 |
| 7.2.3 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草幼苗鎘累積及亞細(xì)胞分布的影響 |
| 7.2.4 乙酰膽堿對(duì)煙草鎘化學(xué)形態(tài)及含量的影響 |
| 7.2.5 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草不同部位鎘組織定位的影響 |
| 7.2.6 乙酰膽堿對(duì)鎘脅迫下煙草根尖鎘離子流的影響 |
| 7.2.7 乙酰膽堿對(duì)煙草鎘解毒相關(guān)基因表達(dá)的影響 |
| 7.3 討論 |
| 7.4 小結(jié) |
| 第八章 結(jié)論、創(chuàng)新點(diǎn)及展望 |
| 8.1 全文結(jié)論 |
| 8.2 全文創(chuàng)新點(diǎn) |
| 8.3 不足及展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
| 作者簡(jiǎn)介 |
（8）鉛鋅尾礦周邊不同污染程度土壤植物修復(fù)研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 緒論 |
| 1.1 我國(guó)土壤重金屬污染的現(xiàn)狀及其來源 |
| 1.2 礦山開采對(duì)土壤環(huán)境的危害 |
| 1.3 土壤重金屬污染的特點(diǎn)和危害 |
| 1.4 植物修復(fù)在土壤重金屬污染中的作用 |
| 1.5 植物修復(fù)的配套聯(lián)合修復(fù)技術(shù) |
| 1.5.1 農(nóng)藝調(diào)控聯(lián)合植物修復(fù)技術(shù) |
| 1.5.2 鈍化劑聯(lián)合植物修復(fù)技術(shù) |
| 2 研究概況 |
| 2.1 研究目的和意義 |
| 2.2 研究?jī)?nèi)容 |
| 2.3 技術(shù)路線 |
| 2.4 試驗(yàn)區(qū)概況 |
| 3 生物源活化劑的提取及其在重金屬污染中的應(yīng)用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 試驗(yàn)材料與方法 |
| 3.2.1 試驗(yàn)材料 |
| 3.2.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 3.2.3 指標(biāo)測(cè)定及其方法 |
| 3.2.4 數(shù)據(jù)處理與分析 |
| 3.3 結(jié)果與分析 |
| 3.3.1 不同活化劑對(duì)土壤重金屬的浸出能力比較 |
| 3.3.2 不同活化劑對(duì)土壤pH值和有機(jī)質(zhì)的影響 |
| 3.3.3 不同活化劑對(duì)土壤重金屬有效態(tài)的影響 |
| 3.3.4 不同活化劑對(duì)東南景天根系形態(tài)參數(shù)的影響 |
| 3.3.5 不同活化劑對(duì)東南景天葉綠素?zé)晒鈪?shù)的影響 |
| 3.3.6 不同活化劑對(duì)重金屬吸收和遷移的影響 |
| 3.4 討論 |
| 3.4.1 不同活化劑對(duì)土壤重金屬的浸出能力比較 |
| 3.4.2 不同活化劑對(duì)土壤pH值和有機(jī)質(zhì)的影響 |
| 3.4.3 不同活化劑對(duì)土壤重金屬有效態(tài)的影響 |
| 3.4.4 不同活化劑對(duì)東南景天根系形態(tài)參數(shù)的影響 |
| 3.4.5 不同活化劑對(duì)東南景天葉綠素?zé)晒鈪?shù)的影響 |
| 3.4.6 不同活化劑對(duì)重金屬吸收和遷移的影響 |
| 3.5 結(jié)論 |
| 4 不同種類的鈍化劑穩(wěn)定效果及其鈍化機(jī)制探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 試驗(yàn)材料與方法 |
| 4.2.1 試驗(yàn)材料 |
| 4.2.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì) |
| 4.2.3 測(cè)定方法 |
| 4.2.4 數(shù)據(jù)處理計(jì)算與評(píng)價(jià) |
| 4.3 結(jié)果與分析 |
| 4.3.1 不同初始濃度溶液中土壤鈍化劑的吸附效率 |
| 4.3.2 不同時(shí)間對(duì)鈍化劑鈍化效果的影響 |
| 4.3.3 初始pH對(duì)溶液中土壤鈍化劑吸附的影響 |
| 4.3.4 不同鈍化劑和添加量對(duì)土壤中重金屬吸附效率的影響 |
| 4.4 討論 |
| 4.4.1 不同初始濃度溶液中土壤鈍化劑的吸附效率 |
| 4.4.2 吸附時(shí)間對(duì)鈍化劑吸附效果的影響 |
| 4.4.3 初始pH對(duì)溶液中土壤鈍化劑吸附的影響 |
| 4.4.4 不同鈍化劑和添加量對(duì)土壤中重金屬吸附效率的影響 |
| 4.5 結(jié)論 |
| 5 不同種植模式下添加鈍化劑對(duì)重金屬重度污染的修復(fù) |
| 5.1 引言 |
| 5.2 試驗(yàn)材料與方法 |
| 5.2.1 試驗(yàn)材料 |
| 5.2.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與方法 |
| 5.2.3 測(cè)定項(xiàng)目與方法 |
| 5.2.4 數(shù)據(jù)處理與分析 |
| 5.3 結(jié)果與分析 |
| 5.3.1 不同種植模式下添加鈍化劑對(duì)土壤pH和有機(jī)質(zhì)的影響 |
| 5.3.2 不同種植模式下添加鈍化劑對(duì)土壤重金屬有效態(tài)的影響 |
| 5.3.3 不同種植模式下添加鈍化劑對(duì)植物體內(nèi)積累量的影響 |
| 5.3.4 不同種植模式下添加鈍化劑對(duì)植物富集轉(zhuǎn)運(yùn)能力的影響 |
| 5.4 討論 |
| 5.4.1 不同種植模式下添加鈍化劑對(duì)土壤pH和有機(jī)質(zhì)的影響 |
| 5.4.2 不同種植模式下添加鈍化劑對(duì)土壤重金屬有效態(tài)的影響 |
| 5.4.3 不同種植模式下添加鈍化劑對(duì)植物體內(nèi)積累和富集轉(zhuǎn)運(yùn)的影響 |
| 5.5 結(jié)論 |
| 6 結(jié)論與展望 |
| 6.1 結(jié)論 |
| 6.2 展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 個(gè)人簡(jiǎn)介 |
| 致謝 |
（9）石灰、腐殖酸聯(lián)合黑麥草對(duì)鉛鎘污染土壤修復(fù)效應(yīng)研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 緒論 |
| 1.1 土壤重金屬復(fù)合污染研究進(jìn)展 |
| 1.1.1 土壤鉛、鎘污染現(xiàn)狀 |
| 1.1.2 土壤鉛、鎘污染來源 |
| 1.1.3 土壤重金屬污染對(duì)環(huán)境質(zhì)量的影響 |
| 1.2 土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展 |
| 1.2.1 物理修復(fù) |
| 1.2.2 化學(xué)修復(fù) |
| 1.2.3 生物修復(fù) |
| 1.3 調(diào)理劑修復(fù)重金屬污染土壤研究進(jìn)展 |
| 1.3.1 無機(jī)調(diào)理劑在重金屬污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用 |
| 1.3.2 有機(jī)調(diào)理劑在重金屬污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用 |
| 1.3.3 有機(jī)無機(jī)復(fù)合調(diào)理劑在重金屬污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用 |
| 1.4 研究背景與意義 |
| 1.5 研究?jī)?nèi)容與技術(shù)路線 |
| 1.5.1 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.5.2 技術(shù)路線 |
| 2 材料與方法 |
| 2.1 試驗(yàn)材料 |
| 2.1.1 供試土壤 |
| 2.1.2 供試植物 |
| 2.1.3 供試調(diào)理劑 |
| 2.1.4 水溶性肥料 |
| 2.1.5 主要試驗(yàn)儀器 |
| 2.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與處理 |
| 2.3 測(cè)定指標(biāo)及方法 |
| 2.3.1 土壤理化性質(zhì)測(cè)定 |
| 2.3.2 重金屬含量測(cè)定 |
| 2.3.3 植物生理生化測(cè)定 |
| 2.3.4 土壤微生物活性測(cè)定 |
| 2.4 數(shù)據(jù)處理與分析 |
| 3 石灰與腐殖酸對(duì)植物和土壤重金屬含量的影響 |
| 3.1 石灰與腐殖酸對(duì)土壤Pb、Cd有效性的影響 |
| 3.1.1 石灰與腐殖酸不同處理對(duì)土壤Pb有效性的影響 |
| 3.1.2 石灰與腐殖酸不同處理對(duì)土壤Cd有效性的影響 |
| 3.2 石灰與腐殖酸對(duì)土壤重金屬化學(xué)形態(tài)分布的影響 |
| 3.2.1 石灰與腐殖酸不同處理對(duì)土壤Pb化學(xué)形態(tài)分布的影響 |
| 3.2.2 石灰與腐殖酸不同處理對(duì)土壤Cd化學(xué)形態(tài)分布的影響 |
| 3.3 石灰與腐殖酸對(duì)黑麥草地上部和地下部重金屬含量的影響 |
| 3.3.1 石灰與腐殖酸不同處理對(duì)黑麥草地上部和地下部Pb含量的影響 |
| 3.3.2 石灰與腐殖酸不同處理對(duì)黑麥草地上部和地下部Cd含量的影響 |
| 3.4 石灰與腐殖酸作用下黑麥草地上部與地下部重金屬含量與土壤重金屬有效態(tài)及形態(tài)的相關(guān)關(guān)系 |
| 3.4.1 石灰與腐殖酸作用下黑麥草地上部、地下部重金屬含量與土壤重金屬有效態(tài)的相關(guān)關(guān)系 |
| 3.4.2 石灰與腐殖酸作用下黑麥草地上部、地下部重金屬含量與土壤重金屬形態(tài)的相關(guān)關(guān)系 |
| 3.5 討論 |
| 4 石灰與腐殖酸對(duì)土壤微生物活性的影響 |
| 4.1 石灰與腐殖酸對(duì)土壤微生物活性的雙因素方差分析 |
| 4.2 石灰與腐殖酸作用下土壤基礎(chǔ)呼吸強(qiáng)度的動(dòng)態(tài)變化 |
| 4.3 石灰與腐殖酸作用下土壤微生物量碳的動(dòng)態(tài)變化 |
| 4.4 石灰與腐殖酸作用下土壤微生物代謝熵的動(dòng)態(tài)變化 |
| 4.5 石灰與腐殖酸作用下土壤酶活性的動(dòng)態(tài)變化 |
| 4.5.1 石灰與腐殖酸作用下土壤脲酶活性的動(dòng)態(tài)變化 |
| 4.5.2 石灰與腐殖酸作用下土壤FDA水解酶活性的動(dòng)態(tài)變化 |
| 4.5.3 石灰與腐殖酸作用下土壤蔗糖酶活性的動(dòng)態(tài)變化 |
| 4.5.4 石灰與腐殖酸作用下土壤過氧化氫酶活性的動(dòng)態(tài)變化 |
| 4.6 石灰與腐殖酸作用下土壤的微生物活性與土壤重金屬有效態(tài)及形態(tài)的相關(guān)關(guān)系 |
| 4.6.1 石灰與腐殖酸作用下土壤微生物活性與土壤中Pb含量的相關(guān)關(guān)系 |
| 4.6.2 石灰與腐殖酸作用下土壤微生物活性與土壤中Cd含量的相關(guān)關(guān)系 |
| 4.7 討論 |
| 5 石灰與腐殖酸對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響 |
| 5.1 石灰與腐殖酸對(duì)土壤理化性質(zhì)的雙因素方差分析 |
| 5.2 石灰和腐殖酸對(duì)土壤p H-Eh的影響 |
| 5.3 石灰和腐殖酸對(duì)土壤碳、氮和磷的影響 |
| 5.3.1 石灰和腐殖酸對(duì)土壤有機(jī)碳含量的影響 |
| 5.3.2 石灰和腐殖酸對(duì)土壤全氮含量的影響 |
| 5.3.3 石灰和腐殖酸對(duì)土壤堿解氮含量的影響 |
| 5.3.4 石灰和腐殖酸對(duì)土壤全磷含量的影響 |
| 5.3.5 石灰和腐殖酸對(duì)土壤有效磷含量的影響 |
| 5.4 石灰與腐殖酸作用下土壤的理化性質(zhì)與重金屬形態(tài)的相關(guān)關(guān)系 |
| 5.4.1 石灰與腐殖酸作用下土壤理化性質(zhì)與土壤中Pb含量的相關(guān)關(guān)系 |
| 5.4.2 石灰與腐殖酸作用下土壤理化性質(zhì)與土壤中Cd含量的相關(guān)關(guān)系 |
| 5.5 討論 |
| 6 石灰與腐殖酸對(duì)黑麥草生理生化的影響 |
| 6.1 石灰與腐殖酸對(duì)植物生理生化的雙因素方差分析 |
| 6.2 石灰與腐殖酸對(duì)黑麥草生物量的影響 |
| 6.3 石灰與腐殖酸對(duì)黑麥草葉綠素含量的影響 |
| 6.4 石灰與腐殖酸對(duì)黑麥草滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)的動(dòng)態(tài)變化 |
| 6.5 石灰與腐殖酸對(duì)黑麥草超氧化物歧化酶活性的影響 |
| 6.6 石灰與腐殖酸對(duì)黑麥草葉過氧化物酶活性的影響 |
| 6.7 石灰與腐殖酸對(duì)黑麥草丙二醛含量的影響 |
| 6.8 石灰與腐殖酸作用下黑麥草生理生化特性與土壤重金屬有效態(tài)及形態(tài)的相關(guān)關(guān)系 |
| 6.8.1 石灰與腐殖酸作用下黑麥草生理生化特性與土壤中Pb有效態(tài)及形態(tài)的相關(guān)關(guān)系 |
| 6.8.2 石灰與腐殖酸作用下黑麥草生理生化特性與土壤中Cd有效態(tài)及形態(tài)的相關(guān)關(guān)系 |
| 6.9 討論 |
| 7 結(jié)論與展望 |
| 7.1 結(jié)論 |
| 7.1.1 石灰與腐殖酸對(duì)植物和土壤重金屬含量的影響 |
| 7.1.2 石灰與腐殖酸對(duì)土壤微生物活性的影響 |
| 7.1.3 石灰與腐殖酸對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響 |
| 7.1.4 石灰與腐殖酸對(duì)黑麥草生理生化的影響 |
| 7.2 研究不足與展望 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 致謝 |
| 作者簡(jiǎn)歷 |
（10）薄皮甜瓜鎘積累特性與鎘脅迫響應(yīng)機(jī)理研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文獻(xiàn)綜述 |
| 1.1 農(nóng)田土壤重金屬污染的狀況 |
| 1.1.2 土壤重金屬污染的來源 |
| 1.2 農(nóng)田重金屬污染對(duì)土質(zhì)和植物的影響 |
| 1.2.1 對(duì)土壤質(zhì)量的影響 |
| 1.2.2 對(duì)植物的影響 |
| 1.2.3 對(duì)農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量的影響 |
| 1.3 Cd~(2+)在植物體內(nèi)的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和積累 |
| 1.3.1 植物根系對(duì)Cd~(2+)的吸收和外排 |
| 1.3.2 Cd~(2+)在植物體內(nèi)的運(yùn)輸 |
| 1.3.3 植物體內(nèi)Cd~(2+)的積累 |
| 1.4 Cd~(2+)在植物體內(nèi)的存在形態(tài)與Cd~(2+)的亞細(xì)胞分布 |
| 1.5 植物對(duì)重金屬的解毒機(jī)制 |
| 1.5.1 絡(luò)合素在植物解毒中的作用 |
| 1.5.2 重金屬在細(xì)胞壁的固持和液泡區(qū)隔化 |
| 1.5.3 植物對(duì)重金屬元素的抗氧化作用 |
| 1.6 NMT在植物抗重金屬毒害研究中的應(yīng)用 |
| 1.7 研究目的與意義 |
| 1.8 研究?jī)?nèi)容 |
| 1.9 技術(shù)路線 |
| 第二章 鎘污染地區(qū)甜瓜安全生產(chǎn)調(diào)查 |
| 2.1 材料與方法 |
| 2.1.1 調(diào)查區(qū)域 |
| 2.1.2 樣品采集 |
| 2.1.3 樣品測(cè)定 |
| 2.1.4 評(píng)價(jià)方法和標(biāo)準(zhǔn) |
| 2.1.5 數(shù)據(jù)處理與分析 |
| 2.2 結(jié)果與分析 |
| 2.2.1 調(diào)查樣點(diǎn)農(nóng)田土壤pH和重金屬積累量 |
| 2.2.2 調(diào)查樣點(diǎn)土壤重金屬污染程度 |
| 2.2.3 不同污染程度下甜瓜果實(shí)中重金屬積累量 |
| 2.3 討論 |
| 2.4 小結(jié) |
| 第三章 薄皮甜瓜鎘積累特性的研究 |
| 3.1 材料與方法 |
| 3.1.1 供試土壤與甜瓜品種 |
| 3.1.2 試驗(yàn)方法 |
| 3.1.3 Cd含量的測(cè)定方法 |
| 3.1.4 數(shù)據(jù)處理 |
| 3.2 結(jié)果與分析 |
| 3.2.1 不同薄皮甜瓜品種根系Cd~(2+)含量的差異 |
| 3.2.2 不同薄皮甜瓜品種基部莖葉Cd~(2+)含量的差異 |
| 3.2.3 不同薄皮甜瓜品種上部莖葉Cd~(2+)含量的差異 |
| 3.2.4 不同薄皮甜瓜品種果實(shí)Cd~(2+)含量的差異 |
| 3.2.5 不同薄皮甜瓜品種果實(shí)性狀的差異 |
| 3.3 討論 |
| 3.4 小結(jié) |
| 第四章 鎘脅迫對(duì)薄皮甜瓜幼苗生長(zhǎng)和生理生化特性的影響 |
| 4.1 材料與方法 |
| 4.1.1 試驗(yàn)材料 |
| 4.1.2 試驗(yàn)方法 |
| 4.2 結(jié)果與分析 |
| 4.2.1 不同濃度CdCl_2對(duì)薄皮甜瓜植株生長(zhǎng)的影響 |
| 4.2.2 不同濃度CdCl_2處理對(duì)甜瓜葉片保護(hù)酶體系的影響 |
| 4.2.3 不同濃度CdCl_2對(duì)甜瓜葉片H_2O_2、MDA、GSH和 PRO含量的影響 |
| 4.3 討論 |
| 4.3.1 不同濃度CdCl_2對(duì)甜瓜幼苗生長(zhǎng)的影響 |
| 4.3.2 不同濃度CdCl_2對(duì)甜瓜葉片保護(hù)酶體系的影響 |
| 4.4 小結(jié) |
| 第五章 鎘脅迫下薄皮甜瓜離子流速和亞細(xì)胞分布的研究 |
| 5.1 材料與方法 |
| 5.1.1 植物材料和生長(zhǎng)條件 |
| 5.1.2 Cd~(2+)、K~+和Ca~(2+)流速測(cè)定 |
| 5.1.3 植物亞細(xì)胞組分的分離 |
| 5.1.4 數(shù)據(jù)處理 |
| 5.2 結(jié)果與分析 |
| 5.2.1 甜瓜根毛區(qū)Cd~(2+)流速的基因型差異 |
| 5.2.2 甜瓜莖基部維管束Cd~(2+)流速的基因型差異 |
| 5.2.3 甜瓜根毛區(qū)K~+流速的基因型差異 |
| 5.2.4 甜瓜莖基部維管束K~+流速的基因型差異 |
| 5.2.5 甜瓜根毛區(qū)Ca~(2+)流速的基因型差異 |
| 5.2.6 甜瓜莖基部維管束Ca~(2+)流速的基因型差異 |
| 5.2.7 Cd~(2+)在不同甜瓜品種根系和葉片的亞細(xì)胞分布 |
| 5.3 分析與討論 |
| 5.3.1 CdCl_2脅迫對(duì)甜瓜根系和莖基部離子流速的影響 |
| 5.3.2 Cd~(2+)在不同甜瓜品種的亞細(xì)胞分布 |
| 5.4 小結(jié) |
| 第六章 鎘脅迫下薄皮甜瓜響應(yīng)機(jī)理的研究 |
| 6.1 材料與方法 |
| 6.1.1 試驗(yàn)材料 |
| 6.1.2 試驗(yàn)方法 |
| 6.2 測(cè)序結(jié)果與分析 |
| 6.2.1 轉(zhuǎn)錄組測(cè)序數(shù)據(jù)質(zhì)量評(píng)估 |
| 6.2.2 薄皮甜瓜品種的4組樣品間重復(fù)性分析 |
| 6.2.3 轉(zhuǎn)錄組數(shù)據(jù)差異表達(dá)DEG分析 |
| 6.3 討論 |
| 6.3.1 光合作用提升對(duì)Cd耐受能力的影響 |
| 6.3.2 抗氧化酶活性對(duì)Cd耐受能力的影響 |
| 6.3.3 硫代謝對(duì)Cd耐受能力的影響 |
| 6.3.4 Cd~(2+)轉(zhuǎn)運(yùn) |
| 6.4 小結(jié) |
| 第七章 全文結(jié)論、創(chuàng)新點(diǎn)與工作展望 |
| 7.1 主要結(jié)論 |
| 7.2 主要?jiǎng)?chuàng)新點(diǎn) |
| 7.3 下一步研究計(jì)劃 |
| 參考文獻(xiàn) |
| 附表 |
| 作者簡(jiǎn)介 |
| 致謝 |
四、Nd(Ⅲ)及其配合物對(duì)重金屬鎘污染植物的緩解作用（論文參考文獻(xiàn)）
- [1]耐Cd2+細(xì)菌篩選及其耐Cd2+機(jī)理研究[D]. 雷蕾. 西安理工大學(xué), 2021(01)
- [2]芥菜對(duì)鎘脅迫的生理代謝響應(yīng)及外源脯氨酸的調(diào)控作用研究[D]. 譚飄飄. 中南林業(yè)科技大學(xué), 2021(02)
- [3]氨基酸和鈣鎂磷肥對(duì)水稻鎘積累的影響[D]. 袁凱. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院, 2021
- [4]紫薯礦質(zhì)代謝對(duì)鎘污染的生理響應(yīng)及機(jī)理研究[D]. 劉澤偉. 西南科技大學(xué), 2021(08)
- [5]甘薯塊根對(duì)鈾/鎘吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)、微區(qū)分布及逆境生理響應(yīng)機(jī)制[D]. 賴金龍. 西南科技大學(xué), 2021(09)
- [6]細(xì)菌強(qiáng)化包心芥菜修復(fù)重金屬Cd、Zn復(fù)合污染土壤研究[D]. 李一曼. 西北農(nóng)林科技大學(xué), 2021(01)
- [7]乙酰膽堿調(diào)節(jié)煙草鎘脅迫響應(yīng)的生理機(jī)制[D]. 蘇蕓蕓. 西北農(nóng)林科技大學(xué), 2021(01)
- [8]鉛鋅尾礦周邊不同污染程度土壤植物修復(fù)研究[D]. 李雅倩. 浙江農(nóng)林大學(xué), 2020
- [9]石灰、腐殖酸聯(lián)合黑麥草對(duì)鉛鎘污染土壤修復(fù)效應(yīng)研究[D]. 曾秀君. 南昌工程學(xué)院, 2019(07)
- [10]薄皮甜瓜鎘積累特性與鎘脅迫響應(yīng)機(jī)理研究[D]. 王志偉. 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué), 2019(01)
標(biāo)簽：重金屬論文; 土壤重金屬污染論文; 土壤調(diào)理劑論文; α-氨基酸論文; 基因合成論文;