一、重金属与营养元素交互作用的植物生理效应（论文文献综述）
袁鑫奇,郭兆来,王越,曾铭,俞乃琪,潘瑛,刘嫦娥,段昌群[1]（2021）在《滇东北铅锌矿区废弃地的自然演替特征研究》文中研究指明为探究矿区废弃地的自然演替特征,于2020年10月对滇东北两铅锌矿区废弃地进行植物群落调查和群落土样采集分析。结果表明:两区均受到较严重的重金属污染,土壤Pb、Mn、Zn、Cu和Cd的含量均超过相关背景值。其中,两区土壤Pb和Zn以及富乐镇矿区土壤Mn和Cd的有效态占比大体上都呈现随演替进行而降低的趋势,富乐镇矿区土壤Cu的有效态占比呈现随演替发生而先增后减的趋势,矿山镇矿区土壤Mn、Cu和Cd的有效态占比在不同演替阶段呈现不规则波动。两区土壤全氮随着演替的发生均呈现先增后减的趋势;两区土壤全磷含量变化趋势不同,矿山镇矿区呈现持续增加,富乐镇矿区则呈现先减后增;两区土壤有机质含量都呈现持续增加的趋势。在矿山镇矿区中,Pb和Zn、Pb和SOM呈极显着正相关性,Pb和TP、Mn和TN、Cd和TN、Zn和SOM、SOM和TN呈显着正相关性,Pb和Cu、Zn和Cu、Cu和SOM、Cu和TP呈显着负相关性。在富乐镇矿区中,Pb和Zn呈极显着正相关性,Zn和Mn、Zn和Cu、Zn和SOM、Pb和TP、SOM和TN呈显着正相关性,Pb和Cu、Zn和Cd、Cu和Cd呈显着负相关性。研究表明,矿区次生演替过程与废弃农田和灾后森林等生境的次生演替过程相似,土壤重金属元素的有效态会随演替发生而降低。研究结果可为矿区废弃地的自然恢复提供参考借鉴。
欧彦君[2]（2021）在《粉煤灰基新型多功能土壤调理剂增产提质机理》文中指出粉煤灰是一种难处理大宗工业固体废弃物,每年新增量达2亿吨以上,亟待处理。与此同时,我国耕地面积锐减,耕地质量不断下降,粮食安全受到严重威胁。基于以上国情,前人提出了化学法活化粉煤灰制备新型土壤调理剂新思路,大田试验验证了其对农作物的显着的增产提质效果,但增产提质机理尚不清晰,急需研究并揭示。为此,本论文首先采用模拟水耕法识别调理剂中关键增产因子,阐明其交互作用,然后通过污染土壤中重金属的固化效果研究,揭示调理剂对土壤品质提升的影响规律,最后通过研究土壤理化性质变化及大田试验结果进一步从另一侧面揭示土壤调理剂增产提质机理。本论文取得如下创新性进展:（1）查明了基础营养液、调理剂以及四种典型中微量元素对小麦生长发育初期各性状的影响规律。结果显示,磷元素、钾元素以及调理剂所含中微量元素之间存在相互作用关系,Fe和Mg之间,Mg和Ca之间以及Ca和Si之间存在较强的相互影响,而Mg和Si是小麦生长的主要贡献因子,贡献率分别达到66%和 55%;（2）调理剂可以实现固化受污染土壤中重金属的作用,尤其对As和Cd效果显着。研究发现,将调理剂施加于受污染土壤中21天后,即显示出良好的固化效果,在最长研究时间九周后,较空白对照组,Cd的活性态含量可降低40.6%,As降低54.7%,而对Cr和Hg的固化效果分别为29.6%和28.5%。调理剂对重金属的固化,可以阻碍农作物从土壤中吸收重金属,进而减少粮食污染风险,最终达到提质作用;（3）土壤调理剂对于土壤的持水能力有明显的增强效果,随着土壤调理剂用量的增加,改善效果进一步增强,在添加量为100kg/亩时,土壤持水率可提高14.3%;土壤调理剂对土壤团聚体的组成、团聚度以及平均粒度均产生显着影响并能显着提高土壤水稳性团聚体的含量,两种类型土壤水稳性团聚体的含量分别可提高42.3%和20.0%,平均重量直径分别可提高106.3%和36.7%,几何平均直径可提高24.2%和14.7%;（4）大田试验结果证实粉煤灰基土壤改良剂能够稳定、连续地提高玉米产量,最高可增产52.3%,且玉米粒中重金属元素的含量没有显着变化,其质量完全符合中国和欧盟的食品安全标准;调理剂的加入使得玉米茎粗和茎抗倒伏能力大幅提高,相比空白组,调理剂对玉米茎抗倒伏能力提高37.3%。
张舒琦[3]（2021）在《磷和丛枝菌根真菌在植物修复重金属污染土壤的作用》文中指出近年来,我国土壤重金属污染形势严峻,约20%农田土受到重金属污染,并以镉铅等重金属污染为主,带来严重健康风险。针对土壤重金属污染的修复逐渐成为研究热点。土壤重金属修复技术中,常规的物理和化学技术表现出修复效率高的优势,但对耕地土壤结构、土壤肥力、微生物群落的破坏不容忽视。植物修复以其原位修复、环境友好、保护菌群生态系统结构等优势得到更多关注。但在实际应用过程中,植物修复往往存在修复效率低、修复时间长等缺点,因此需要借助其他强化措施提高植物修复效率。磷酸盐具有重金属固定效率高、固定效果稳定的优势。丛枝菌根真菌（arbuscular mycorrhizal fungi,AM真菌）作为一类植物共生性真菌,可增强宿主植物对重金属污染的耐受性,提高重金属的积累及植物修复效率。然而磷酸盐与AM真菌联合辅助植物修复的研究还比较少。通过土壤盆栽试验,人工模拟镉污染及镉铅复合污染土壤,施加50 mg/kg及100mg/kg的微米级羟基磷灰石（micro-sizaed hydroxyapatite,MHAP）、纳米级羟基磷灰石（nanoscale hydroxyapatite,NHAP）、磷酸二铵（ammonium phosphate,MAP）、低聚合聚磷酸铵（low polymerized ammonium polyphosphate,LAPP）和高聚合聚磷酸铵（high polymerized ammonium polyphosphate,HAPP）共5种磷酸盐,并种植甜高粱（及油葵）,从土壤修复指标、植物生理生化指标、植物修复指标、AM指标等方面探讨不同形态磷酸盐与AM真菌辅助植物修复重金属污染土壤的效应和机制。本研究主要结果如下:（1）在单一镉污染土壤中,AM真菌显着降低土壤有效态Cd含量,提高甜高粱中Cd含量及Cd吸收量,表明AM真菌降低土壤Cd有效性,同时提高甜高粱在Cd污染土壤中的修复能力。AM真菌提高甜高粱Zn、P、Mg、Ca、K、Mn含量,促进甜高粱营养物质的吸收。MAP及100 mg/kg LAPP显着降低土壤有效态Cd含量,提高Cd固定效果。LAPP、HAPP提高可溶性蛋白含量、POD酶活,增强甜高粱在Cd污染土壤中的抗氧化胁迫能力。MAP、LAPP、HAPP提高甜高粱P吸收量并伴随一定浓度效应,改善甜高粱P营养。AM真菌与磷酸盐种类及浓度交互作用显着。首先,AM真菌提高五种磷酸盐对甜高粱生长促进作用。其次,AM真菌与低浓度MHAP进一步固定土壤中的Cd。最后,AM真菌与MHAP、NHAP协同促进甜高粱提取Cd,特别是NHAP与AM真菌复合处理使Cd的植物提取提高了66.7%,且进一步增强甜高粱对Cd的耐受性,改善甜高粱矿质营养。（2）在镉铅复合污染土壤中,AM真菌增加甜高粱及油葵地下部分Pb和Cd含量及吸收量,同时转运系数降低,这说明AM真菌将重金属固定于根系,减少重金属对地上部分的损害。同时碳水化合物、谷胱甘肽及植物激素的合成代谢通路显着富集,表明AM真菌提高甜高粱抗氧化性胁迫能力。不同浓度磷酸盐对不同重金属钝化作用不同,如低浓度NHAP降低土壤Cd生物有效性,而高浓度MAP降低土壤Pb生物有效性。5种磷酸盐均提高两种植物中不同抗氧化酶活性并且调节甜高粱植物激素代谢物的相对丰度（如水杨酸的上调）,两种植物抗氧化胁迫能力提高,甜高粱的防御系统被激活。MAP、LAPP、HAPP显着提高甜高梁整体及油葵地上P含量。AM真菌与磷酸盐的种类和浓度有显着的交互作用,AM真菌和磷酸盐进一步提高甜高粱SOD酶活性。与其他三种磷酸盐相比,AM真菌与MHAP、NHAP进一步增加油葵对Pb和Cd的植物提取。综上所述,AM真菌可以将重金属固定在土壤或植物根系中,降低植物地上部分重金属含量,对重金属起到钝化作用。MAP、LAPP和HAPP提高植物的P营养,增强甜高粱抗氧化胁迫能力。AM真菌与MHAP、NHAP协同促进了单一镉污染中甜高粱及镉铅复合污染中甜高粱和油葵的植物提取,是促进植物修复的潜力组合。
王琳瑀[4]（2020）在《禾叶慈姑（Sagittaria graminea）对镉胁迫的响应》文中研究说明镉（Cd）是一种广泛存在的重金属污染物,对人类和大多数植物会造成危害。镉可以通过自然环境或人为因素进入水生环境中,从而影响水生植物或动物的生长发育。植物修复,即利用植物来消除污染、净化环境,是当今一项成本低、效益好、绿色的替代技术。禾叶慈姑是一种多年生挺水草本植物,叶片长椭圆形,有长叶柄,花白色,清秀淡雅,且营养繁殖系数高,抗性强,是水体绿化非常难得的优良材料。本研究以禾叶慈姑为试验材料,通过溶液培养的方法,研究在不同浓度的镉胁迫(0.0、0.1、0.5、1.0、5.0、10.0和50.0 mg·L-1)下禾叶慈姑在形态和生理特性方面的响应,探究了禾叶慈姑吸收和转运重金属镉的能力,为其应用于镉污染水体的生态修复提供理论依据。主要研究结果如下:（1）各项生长指标随着镉胁迫浓度的增加呈先上升后降低的趋势,在镉浓度为1.0mg·L-1时达到最大值,禾叶慈姑长势最好。当镉处理浓度继续升高(≥1.0 mg·L-1)时,禾叶慈姑生长缓慢。当镉浓度为50.0 mg·L-1时,各项生长指标达到最小值,禾叶慈姑出现叶片萎蔫、根系死亡等现象。总体来看,镉处理对禾叶慈姑植株的生长表现出“低促高抑”的现象。（2）随着镉胁迫浓度的增加,禾叶慈姑光合色素含量逐渐降低,说明镉胁迫影响禾叶慈姑光合色素的合成,进而抑制光合作用。随着镉胁迫浓度的增加,禾叶慈姑Fv/F0和Fv/Fm的数值逐渐减小,说明镉胁迫使PSⅡ潜在活性中心受损。随着镉处理浓度的增加,禾叶慈姑叶片的细胞膜透性增大、丙二醛含量增加,禾叶慈姑生长受到影响。可溶性糖和脯氨酸含量在低浓度镉胁迫时出现上升趋势,高浓度镉胁迫时不断下降,说明高浓度抑制了禾叶慈姑叶片的渗透调节作用。（3）镉胁迫下禾叶慈姑对矿质营养元素的吸收有不同程度的影响。地上部分Ca、K、Cu、Zn、P元素出现“低促高抑”的特征;Fe、Mn元素出现上升趋势;Mg元素出现先降后升的趋势。地下部分Fe、Cu、Mg、Mn的含量出现增加趋势;K、Zn元素出现下降趋势;Ca、P含量呈“低促高抑”的特征。可见,镉胁迫下禾叶慈姑对矿质元素的吸收有一定程度的影响,地上部分大部分元素出现“低促高抑”的特征,地下部分大部分元素出现增加趋势。（4）在镉浓度为10.0 mg·L-1时,禾叶慈姑根部镉富集系数最大值可达222.94,叶片镉富集系数可达63.37,表明禾叶慈姑对镉具有较强的富集能力,是一种较为理想的镉污染水体修复植物。禾叶慈姑体内积累的镉主要存在于根部,较少部分向地上部转运。将镉大量固持在根部,避免其对地上部的毒害作用,可能是禾叶慈姑耐受镉的重要机制。
韩张雄[5]（2020）在《钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例》文中进行了进一步梳理矿产资源的开采作为我国国民经济的重要产业,在其开发利用过程中经常会出现诸如土壤、地下水及大气等污染现象。金属矿山开采造成的环境问题日益突出,通常金属矿山的开采伴随着多种元素的污染,其污染作用在一定程度上也受到伴生元素的影响,如钼矿开采过程中伴生元素Cd、Pb、Cu、Zn容易造成污染,因此尽快开展伴生元素的污染状况调查及评价影响,以及主要污染元素的形态分布特征及污染机理等研究,在理论和实践上均具有重要的意义,将为污染程度的准确监测及快速修复等奠定坚实的基础。本研究通过钼矿区土壤及植株样品的采集,采用形态分析方法,利用污染评价方法,对钼矿区主要伴生污染元素Cd、Pb、Cu、Zn、Mo在钼矿区的分布及污染状况进行分析评价,以期探明钼矿区重金属污染的现状,通过对矿区土壤及植物中重金属元素沿坝下水流方向上形态分布研究,以期探明研究区重金属在土壤-植物间形态变化的规律;通过研究多种因子对钼矿区土壤中含量及变化特征最为显着的铅、镉元素形态转化的影响以期探明研究区土壤中对铅、镉形态转化影响最为显着的因子;通过室内模拟试验以期获得钼元素对铅、镉形态及运移的影响机制;通过阻断试验以期获得矿区土壤中重金属铅、镉污染的快速修复措施。主要有以下结论:（1）钼矿区重金属污染特征通过对陕西省典型钼矿区周边不同利用类型农田土壤及野生植物艾草和农作物进行分析,得出钼矿尾矿区周边土壤中重金属元素Cu、Pb、Cd、Mo、Zn均超过了陕西省土壤背景含量,各农田土壤中重金属变异系数依次为:Cd>Cu>Pb>Mo>Zn,且矿区Cd元素活性最强,有效态所占比例最大;通过分析,各地块重金属均超过了风险筛查值。艾草和苹果苗对重金属的富集能力大于农作物,通过综合污染评价玉米籽粒严重污染,油菜籽中度污染,小麦地虽然污染,但小麦籽粒无污染,可能由于植物品种间对重金属的吸收分配方式不同引起的。（2）钼矿区重金属形态变化特征通过研究钼矿土壤中重金属在沿主风向和水流方向上形态的变化,以及其与植物之间的关系,得出了钼矿区土壤中已造成污染的重金属元素总量沿坝下水流方向逐渐减少,各污染物同源性较强,该研究区重金属中铅、镉元素有效态含量与总量相关性最好,最容易在土壤和植物中迁移。植物中重金属含量与土壤中重金属总量及其形态存在相关关系。同时土壤中重金属各形态以及在植物体重金属含量与p H值相关,说明植物吸收重金属受土壤p H值影响,可能是由于p H值的改变引起重金属形态变化造成的。土壤中镉元素有效态含量占总镉的比例在各采样点均较大,证明了镉相对于其他元素更容易造成污染。汞元素在土壤中虽然没有超标,但植物中汞元素超标,可能所选植物艾草对汞具有富集作用,另一方面也可以证明本区域可能存在其他形式的汞污染,植物吸收汞的过程中会受到其他汞污染源影响。通过整个矿区植物富集系数和转运系数的计算,得出钼矿区植物艾草从土壤富集到植物中重金属能力强弱为Hg>Cd,Pb,Mo>Cu,Zn,Ni>As。而从植物地下部分转运到地上部分的能力依次为Cd,Mo,Zn>Cu,Pb,Ni>As,Hg。该钼矿区土壤中Cd和Pb污染最为严重。（3）钼矿区土壤中铅、镉形态变化的影响因素钼矿区铅和镉的各形态含量与不同的土壤理化指标以及锌元素和钼元素之间存在着相关关系,通过分析选出与钼矿区土壤中铅、镉形态变化相关性最好的12个影响因子进行添加试验,最终确定了6个对铅形态变化影响最大的因子。具体如下:交换态铅主要受总锌、总钼、p H值影响,且均为负效应;碳酸盐结合态铅主要受粘粒含量、总锌、总钼、p H值影响,其中粘粒含量为正效应,其他参数为负效应;无定型铁锰氧化物结合态铅主要受总锌、粘粒含量影响,总锌为正效应,粘粒含量为负效应;有机结合态铅主要受阳离子交换量、Eh值和总钼的影响,且均为正效应;残渣态铅主要受总钼影响,为正效应。7个对镉形态变化影响最大的因子,分别为交换态镉、碳酸盐结合态镉主要受总锌、总钼、p H值、CEC的影响,且均为负效应;无定型铁锰氧化物结合态镉主要受总锌、Eh值影响,均为正效应;有机结合态镉主要受阳离子交换量、粘粒含量、有机质含量的影响,且均为正效应;残渣态镉主要受总钼、p H值、Eh值的影响,为正效应。总体分析该钼矿区不同影响因子对铅、镉形态影响大小依次为钼>p H值,锌>阳离子交换量（CEC）>土壤粘粒含量（Clay）>土壤氧化还原电位Eh值>土壤有机质（SOM）。（4）钼矿区土壤中钼元素对油菜吸收铅、镉的影响通过研究得出钼元素的添加能够显着降低重金属铅、镉对油菜生理、生物量上的毒害作用。钼元素一方面可以在土壤中与铅、镉作用,减少铅、镉进入油菜体内;而另一方面对于进入油菜体内的重金属铅、镉,钼元素可以通过促进植物氮素代谢,增加根系生长,扩大生物量（生物稀释作用）来降低铅元素的毒害;通过促进油菜体内多种与光合有关的酶形成及其循环来降低镉元素的毒害。通过分析,在施入100mg/kg钼元素时,能有效提高油菜的生理和生物量参数;施入200mg/kg钼元素时,可以有效降低植物体内重金属铅、镉的含量,综合对比发现100mg/kg的钼施入量对提高油菜生理生化活性及生物量最有效。（5）钼矿区土壤中铅、镉元素稳定化方法研究本研究通过麦饭石和膨润土对重金属铅、镉的吸附试验,可以得出麦饭石较膨润土对重金属铅和镉的吸附效果好,这可能由于麦饭石性质决定的,即麦饭石具有较多有效的表面活性吸附位点;通过拟合Langmuir模型,可以得出,本研究中它们对重金属铅、镉的吸附均符合等温吸附线性方程;通过等温吸附过程中溶液p H影响试验,得出可以得出溶液p H值增大会降低麦饭石和膨润土对铅、镉元素的吸附量,这可能因为在酸性条件下,吸附作用为主导,但随着溶液p H值增大,溶液中沉淀作用逐渐加强,取代了吸附作用;吸附后的重金属大部分以有机结合态和残渣态存在于土壤中,麦饭石作用速度较膨润土快,在30d时吸附效果非常显着,但其对高浓度铅处理时吸附效果相对较弱,而膨润土对土壤中铅污染物吸附作用较慢,在30d到60d仍有显着吸附效果,且对高浓度铅也具有良好的吸附效果,但对镉吸附效果较差。通过盆栽试验,得出低浓度铅、镉处理时,麦饭石、膨润土均能显着降低油菜对铅的吸收富集,麦饭石作用大于膨润土,而高浓度铅、镉处理时,麦饭石和膨润土对土壤中的重金属的固定作用减弱。因此麦饭石和膨润土均具有固定土壤中重金属铅、镉,降低油菜污染的能力,且对低浓度铅、镉污染物固持效果好,对高浓度铅、镉固持效果相对较差。本文利用野外调查评价、室内模拟实验的研究方法,研究了钼矿区的污染特征及伴生元素铅、镉形态变化及稳定化过程。探明了钼矿区重金属元素污染特征为该钼矿区主要受铅、镉污染,而伴生元素铅、镉在钼矿区形态变化特征均随着距矿区距离增大而减小,且镉元素有效态含量较高。进而通过试验对钼矿区土壤中对铅、镉元素的主要影响因素及其作用机理进行了研究,得出对铅、镉影响最为显着的因子均为钼元素。最后利用非金属材料对重金属铅、镉进行稳定化研究,得出膨润土和麦饭石均能有效固持低浓度铅、镉。通过本研究,揭示了钼矿区的污染状况及程度,获得了钼矿区伴生重金属污染物铅、镉的污染特征,即随着距矿区距离增大而降低,钼可能通过在土壤中与重金属共沉淀,阻止重金属进入植物体内,同时在植物体内钼元素通过改善植物生理生化性状减缓重金属的危害,并且得出了通过非金属矿物材料能够有效稳定土壤中的铅、镉。可为类似矿区伴生重金属污染治理提供理论支撑。
余丹[6]（2019）在《吉林黑土区耕地土壤重金属元素转化富集效率及其对耕地利用的制约》文中研究指明耕地作为人类生产生活的主要载体,其环境质量关乎农产品和生态安全。耕地重金属污染评价是防止与治理耕地重金属污染的基础,也是保障区域耕地质量安全、合理调控土地资源的重要环节,对实现区域土地资源可持续利用具有重要的理论和实践意义。吉林中部黑土区是东北典型黑土的重要组成部分,是我国重要的商品粮基地,主要包括长春、松原、四平三个地区,本研究以吉林中部黑土区为研究区,并依据物源差异将研究区划分为辽河流域和松花江流域两个区域,以土壤-作物系统重金属转化富集效率为研究对象,在系统的野外调查、样品采集及室内测试分析的基础上,利用GIS等技术手段对土壤重金属全量、有效量以及作物富集量进行统计分析,并基于有效系数（Fi）和吸收系数（Ai）指标,研究吉林中部典型黑土区耕地土壤重金属转化富集的基本特征及其影响因素。并通过构建重金属全量-有效量-作物富集量三位一体的评价指标体系,利用改进的污染负荷指数法,对研究区重金属污染情况进行综合评价。利用主成分分析法、突变分析法以及泰森多边形法,运用有效系数和吸收系数指标对研究区重金属转化富集风险进行评定并划分预警区域,探讨重金属转化富集风险对黑土区耕地利用的制约,为黑土区耕地资源的合理利用和重金属污染防治提供理论依据。得出的主要研究结论如下:（1）吉林中部黑土区土壤-作物系统重金属元素基本特征除Zn元素外,春秋两季松花江流域与辽河流域土壤重金属As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb含量均超过吉林省土壤背景值。重金属有效态总体呈现出区域中、强变异特征,其在研究区范围内有效态含量空间波动较大,其空间分布与全量差异明显,分布不均,表明其转化和释放除全量影响外,受其他因素的强烈影响;玉米籽实中重金属元素的富集量较低,总体区域上趋于一致,但局部存在一定的空间差异。（2）重金属元素转化富集效率的基本特征研究区松花江流域春秋季Cd元素均为强烈转化,Cu、Ni元素为中等转化（10%>Fi≥5%）,As、Cr、Zn、Pb元素为微弱转化。春季本区域Cr、Ni达到了强分异型,其余元素的有效系数均为中分异型;秋季As、Zn元素的为强分异型。辽河流域春秋季Cd元素为强烈转化（Fi≥10%）,Cu、Ni元素为中等转化,As、Cr元素为微弱转化,其余两种元素春秋两季转化程度不同。春季辽河流域As、Cr、Ni、Zn元素的变异系数达到了强分异型,其余元素的有效系数均为中分异型;秋季As、Zn元素的有效系数为强分异型,Cr、Cu、Ni、Pb元素为中分异型,Cd元素有效系数的变异系数为弱分异型。吉林中部黑土区玉米籽实对As、Cd、Cr、Cu、Ni、Zn元素的富集皆为极弱吸收。吸收系数的变异系数As、Cr、Ni、Zn元素为强分异型,Cu元素为中分异型,Cd元素在辽河流域为强分异型,松花江流域为中分异型。土壤重金属全量-有效量-作物富集量之间在空间上表现出明显的不一致性,说明重金属对土壤生态环境及作物生长影响的衡量标准不应局限于全量指标,还应进一步考虑重金属转化富集效率的高低。（3）土壤重金属转化富集的影响因素土壤重金属元素转化富集的自然影响因素显示,土壤pH和有机质含量能够调节土壤中重金属元素的转化效率。在松花江流域,随着pH值的升高,重金属Cd、Ni在酸性土壤条件下转化效率升高,Cr、Zn在中性土壤条件下转化效率升高,Cu、Pb在碱性土壤条件下转化效率升高;辽河流域重金属Cr、Ni在中性土壤条件下转化效率升高;As、Cr、Cu、Pb元素的转化效率伴随土壤有机质含量的降低而升高。不论春季还是秋季,松花江流域重金属Cd与Ni,Cr与Ni,Cu与Pb转化之间都存在明显强烈的协同作用,辽河流域重金属Cr与Ni转化之间协同作用也较为强烈;营养元素P、B、Mn、Fe的转化效率的提升,部分重金属元素的转化效率也不断提高。研究区作物重金属富集效率随着土壤中重金属元素转化效率升高而降低。研究区土地利用因素对土壤重金属元素的转化富集影响不显着。但是,随着缓冲距离的增大,土地利用因素与重金属元素转化富集效率之间表现出升高、升高—降低、降低、降低、升高的波动趋势。回归预测方程显示,春季重金属元素转化主要与物源因素重金属间及Mg转化效率相关;秋季重金属元素转化主要与pH及重金属间转化效率相关。RDA分析显示吸收系数主要受pH、各重金属元素、营养元素P、Mn、Mg等转化效率的影响。（4）吉林中部黑土区重金属污染综合评价基于全量评价研究区春、秋两季重金属污染情况显示吉林中部黑土区土壤处于轻度污染水平;基于有效量的区域污染负荷指数分别为0.999和1.025,介于无污染与轻度污染之间,研究区土壤水平大体呈清洁状态;研究区作物籽实中重金属元素污染负荷指数为0.586,研究区玉米籽实整体上处于安全等级。综合结果显示,研究区污染综合评价指标值（CP）为0.829,处于安全无污染状态。（5）吉林中部黑土区重金属转化富集风险预警通过主成分分析法确定的评价指标,利用突变级数法对研究区重金属转化富集风险可知,春季有2个采样点转化风险较高,5个采样点转化风险高;秋季有14.52%的采样点重金属转化风险处于高和较高水平;同时,研究区有6.45%的采样点存在作物重金属富集风险。对研究区重金属转化风险和富集风险进行叠加,借助泰森多边形法得到吉林中部重金属转化富集风险预警区域,吉林中部黑土区重金属转化富集风险综合处于中等水平（0.9707）。（6）土壤重金属转化富集风险对耕地利用的制约土壤改良的过程中,在考虑土壤肥力特征和作物生长情况同时,应进一步考虑土壤pH、有机质、元素之间交互作用等影响因素导致的重金属转化富集效率提升造成的土壤-作物系统的潜在危害。同时,重金属转化富集效率的提高制约着耕地资源的实际利用及其结构功能的转变。依据风险预警对耕地功能转换进行合理引导,有助于实现黑土资源的可持续性利用。
盛美群,郝俊,龙水义,许钟丹,毛圆圆,程巍[7]（2019）在《煤矸石山香根草不同器官营养分配的动态变化及异速关系分析》文中研究指明本研究以贵州省六盘水大河煤矿煤矸石山种植年限为8年的香根草（Vetiveria zizanioides）为研究对象,对香根草生育期内（5–10月）根、茎、叶中营养元素（N、P、K）分配的动态变化进行分析,并对香根草不同器官之间养分元素进行Pearson相关性分析和异速关系分析。结果表明:从年均值来看,香根草各器官中N、P含量大小表现为叶>茎>根,K含量大小表现为茎>叶>根;根、茎中N和K含量随生育期的延长呈现先升高后降低的趋势,叶中N、P、K含量基本表现出逐渐降低的变化趋势,根中P含量表现出逐渐升高的变化趋势;Pearson相关分析表明,根中N和K、茎中P和K及N和K均表现出显着正相关关系（P <0.05）,其相关系数分别为0.585、0.590和0.692,叶中N、P、K间存在极显着的正相关关系（P <0.01）,其相关系数分别为0.712、0.899和0.849;不同器官营养元素的异速关系分析表明,根中N、P、K含量均不存在显着的异速生长关系,而茎、叶中N、P、K含量均具有显着或极显着的异速生长关系。本研究从营养分配角度探讨香根草不同器官中N、P、K含量的动态变化,有助于了解不同生长阶段香根草在煤矸石基质中生存的养分利用规律及养分贫瘠生境中的调控机制,为利用香根草进行煤矸石的植被恢复提供理论依据。
高吉权[8]（2019）在《铅锌胁迫对毛红椿叶片气体交换和叶绿素荧光的影响》文中进行了进一步梳理土壤Pb、Zn污染是焦点性的环境问题,植物修复在治理环境Pb、Zn污染时,被认为是绿色、环境友好的技术手段,植物修复的关键是保证植物能够正常生长。重金属胁迫下植物光合作用受抑制是显着的毒害现象。为此,本文以1年生阔叶落叶幼树毛红椿为研究对象,通过室内盆栽试验,设置对照组（CK）、Pb处理和Zn处理组,将PbCl2、ZnCl2配置成10g/L的溶液后分别掺入盆栽土壤,每次掺入后的第15和30天进行测定并取样,共计掺入处理2次。研究Pb、Zn胁迫下毛红椿叶片气体交换参数和光系统Ⅱ原初光化学反应的响应变化,并对比分析毛红椿对Pb、Zn的吸收富集效果。实验结果将为耐性木本植物的选择提供坚实的数据基础。主要研究结论如下:1、随着Pb、Zn胁迫时间和掺入处理次数的增加,毛红椿叶片的气体交换参数受到了严重的影响,造成蒸腾速率（Tr）、最大净光合速率（Pn）、气孔阀值（Ls）和气孔导度（Cond）的显着降低,而胞间CO2（Ci）则显着提高,非气孔限制是导致Pn降低的主要原因。对比Zn、Pb胁迫下气体交换参数的变化,得出Pb对毛红椿叶片光合速率的抑制比Zn弱。2、由叶绿素荧光参数提供的信息可知,毛红椿叶片在Zn、Pb胁迫下最大光化学效率（Fv/Fm）、实际光化学效率（ETR）、光化学猝灭（qP）均显着降低,非光化学猝灭（NPQ）显着升高,说明毛红椿在Pb、Zn胁迫下PSⅡ反应中心遭到破坏,光化学途径受阻并发生了较为显着的光抑制现象,热耗散系统启动,以热的形式耗散掉过剩光能。随着Pb、Zn胁迫时间和掺入处理次数的增多,毛红椿的Fv/Fm、ETR、总体显现为下降趋势,但Zn处理组下降趋势高于Pb处理组,并且Zn处理组,ETR在第1次处理后的15天就出现了抑制现象,并在第2次处理后30天ETR对光强的响应情况出现了紊乱,NPQ也出现无规律波动,表明Zn极大的抑制了毛红椿PSⅡ的电子传递和能量流动。同时,通过PSⅡ光能分配的变化可以看出,Zn胁迫下叶片发生了很强的光损伤现象（YNO显着升高）。3、在Pb、Zn处理下,根是吸收富集Pb2+的主要部位,Pb对照组的根吸收量比处理组低了6.67-20.84倍,Pb对照组的茎根吸收量比处理组低了2.07-7.08倍,Pb在叶的富集量最少,仅比对照组高出2.46-6.49倍;而在吸收富集Zn的方面,根、茎、叶的富集量相当。从Pb、Zn在毛红椿体内的迁移能力可以看出,Pb迁移到叶片的量很少,而Zn可以大量迁移到叶片。4、在Pb、Zn处理下,毛红椿叶片营养元素的吸收积累出现差异,Pb处理下P、K、Ca含量高于对照,而Mg和Fe的含量在Pb处理后与对照相比各有高低;Zn处理下毛红椿叶片矿质元素的变化,K、Ca的含量在Zn处理组高于对照,而P、Mg和Fe的含量则显着低于对照（P<0.05）。对比Pb、Zn处理后每次测量的矿质元素含量可以得出,Zn处理后毛红椿叶片P、Mg和Fe含量显着低于Pb处理（第1次Zn处理后15天P的值除外）,Zn处理后毛红椿叶片K含量显着高于Pb处理,Zn处理后毛红椿叶片Ca含量与Pb处理相比各有高低。5、PCA分析得出,Pb对毛红椿叶片的伤害最先表现在光合器官功能受到损伤,光合速率显着下降,随着Pb胁迫增加,叶片营养元素的吸收积累也随之受到了影响;而Zn对毛红椿叶片的伤害表现出光合器官功能和营养元素吸收代谢在最初就开始受到了影响。综上所述,Pb作为一种植物不需要的有毒污染物,主要在根系富集,对叶片光合作用影响显着,Zn作为植物需要的微量元素,很容易被植物吸收并转运到叶片,对叶片光合作用及营养元素吸收积累在短时间内都产生显着影响,而且毒性比Pb严重。
常青[9]（2018）在《接种AM真菌对稀土—重金属交互作用的影响》文中研究指明近年来,由于稀土矿藏开采及农用稀土元素的大量使用,导致大量稀土元素迁移到土壤环境中,稀土开采中伴生的重金属同时在矿区周边土壤、农用地及水体转移并富集。因此,稀土矿区及周边土壤常呈现稀土-重金属复合污染的特征。在土壤-植物系统中共存的污染元素具有显着的交互作用,可改变其原有的土壤环境行为、生物有效性、植物毒性和对生态系统的风险,影响复合污染土壤的植物-微生物联合修复过程。目前,研究表明丛枝菌根（Arbuscular Mycorrhizal,AM）真菌可促进单一重金属污染或单一稀土污染土壤的植物修复过程。但当土壤中同时存在稀土和重金属污染物时,AM真菌对二者交互作用的影响及在二者交互作用下所能发挥的作用、机制以及影响因素等都尚不明确。本论文通过温室盆栽实验的方法,选取稀土尾矿区主要污染元素轻稀土镧（La）和铈（Ce）,重金属镉（Cd）,模拟不同程度的La-Cd(La:0、100、500mg·kg-1;Cd:0、5、10 mg·kg-1)、Ce-Cd(Ce:0、100、500 mg·kg-1;Cd:0、5、10 mg·kg-1)单一及复合污染土壤,研究接种AM真菌Claroideoglomus etunicatum对玉米菌根侵染率、株高、生物量、矿质营养元素吸收、C:N:P生态化学计量比、稀土元素（La,Cd）、重金属Cd吸收和转运以及玉米叶片抗氧化酶系统、渗透调节物质及叶绿素含量等生理生化指标的影响。试验结果表明:（1）在不同浓度的La-Cd和Ce-Cd单一和复合污染土壤上,接种C.etunicatum均与玉米成功建立了菌根共生关系,菌根侵染率在21.3%34.7%和19.2%31.3%之间;（2）接种AM真菌使不同浓度La-Cd复合处理与单一金属处理相比玉米生物量显着增加了11.3%57.6%,而接种AM真菌却使中浓度Ce-Cd复合处理与单一Cd处理相比玉米生物量显着降低了68.7%69.3%。（3）接种AM真菌在一定程度上改善了La-Cd和Ce-Cd复合污染土壤中玉米植株的矿质营养状况和C:N:P生态化学计量比。（4）与单La处理相比,低、中浓度La-Cd复合处理中玉米地上部La浓度分别显着下降52.2%和90.3%,低浓度La-Cd复合处理玉米植株La的转运率显着增加了129.0%;而接种AM真菌处理组,低、中浓度La-Cd复合处理地上部La浓度分别下降87.7%和91.1%,中浓度La-Cd复合处理玉米植株La的转运率显着增加115.3%。与单Cd处理相比,低浓度La-Cd复合处理玉米地上部和根部Cd浓度分别下降65.5%和58.7%,中浓度La-Cd复合处理仅玉米地上部Cd浓度增加了70.1%;接种AM真菌处理组仅中浓度La-Cd复合处理玉米地上部Cd浓度显着增加48.3%。（5）与单Ce处理相比,仅中浓度Ce-Cd复合处理玉米植株根部Ce浓度显着降低69.4%;AM真菌接种处理组,中浓度Ce-Cd复合处理根部Ce浓度下降51.0%。与单Cd处理相比,低、中浓度Ce-Cd复合处理中玉米植株地上部Cd浓度显着增加24.0%和61.0%,中浓度Ce-Cd复合处理中玉米植株Cd的转运率显着增加45.2%;而AM真菌接种处理组低、中浓度Ce-Cd复合处理地上部Cd浓度分别增加33.8%和138.8%,玉米植株Cd的转运率显着增加88.5%。（6）在AM真菌接种处理组,与单金属处理相比,中浓度La-Cd和Ce-Cd复合处理显着降低了玉米叶片MDA含量;与单Cd处理相比,低浓度La-Cd复合处理及中浓度Ce-Cd复合处理抑制了玉米叶片PRO含量的降低,中浓度Ce-Cd复合处理叶片可溶性糖含量显着提高了72.7%。研究结果初步表明,在土壤-植物系统中接种AM真菌能显着改变复合污染土壤中共存稀土和重金属污染元素间的交互作用,并与土壤中复合污染元素的种类和浓度有关。应进一步针对AM真菌对稀土-重金属交互作用的影响机理开展深入系统的研究,为AM真菌应用于复合污染土壤的植被修复提供基础数据和理论依据。
曾成城[10]（2016）在《水淹条件下秋华柳对Cd污染土壤生化特征的影响》文中指出三峡工程完成蓄水后,库区形成面积达349km2,反复经历“淹没-干旱-淹没”过程的消落带,采用植被重建的方式是治理受损的消落带生态系统行之有效的方法。此外,三峡库区消落带土壤重金属污染处于警戒状态,主要生态风险元素为Cd。在对三峡库区消落带进行植被重建的同时,联合进行重金属植物修复将达到事半功倍的效果。以耐水淹和耐重金属的秋华柳（Salix variegata Franch.）作为试验材料,从土壤角度出发,对土壤化学性质、Cd全量及各形态Cd含量、土壤微生物数量以及酶活性等生化特征进行了研究,探究秋华柳在水淹条件下对Cd污染土壤的修复能力。设置无植物和种植秋华柳两个处理组,分别对两组设置两个水分处理组:正常供水组（CK）及土壤表面以上5cm水淹组（FL）,四个镉浓度处理组:对照组（0 mg·kg-1）、低浓度（0.5mg·kg-1）、中浓度（2 mg·kg-1）及高浓度（10 mg·kg-1）。主要研究结果如下:1.水淹条件下秋华柳种植对Cd污染土壤主要化学性质的影响与无植物组土壤相比,种植秋华柳均显着降低30 d和60 d土壤pH值,使其更加趋于中性（P<0.01）;水淹显着降低第60 d土壤pH值（P<0.01）;30 d土壤中,无植物正常供水（CK）及种植秋华柳正常供水组（PCK）土壤pH值均呈现出随Cd处理浓度增大而增大的趋势。种植秋华柳显着降低第30 d全氮和60 d土壤全氮及全钾含量（P<0.05）;水淹显着降低第30 d全磷含量,60 d土壤全氮、全磷及全钾含量（P<0.05）。水淹对土壤营养元素有较强的溶出效应,且随时间延长,其溶出效应有可能越强,有增加水体富营养化风险。但秋华柳对土壤营养元素全量有较好的吸收能力,能在一定程度上减缓土壤中氮磷向水体的释放,降低水体富营养化风险。种植秋华柳显着提高第60 d土壤碱解氮含量（P<0.05）;水淹显着提高第30 d、60 d土壤碱解氮含量（P<0.05）。水淹显着降低第30 d土壤有效磷含量（P<0.05）,植物及水分处理均显着影响第30 d和60 d土壤速效钾含量（P<0.05）。除30 d土壤pH值外,Cd浓度处理对种植秋华柳土壤化学性质均无显着影响（P>0.05）。方差分析表明Cd浓度处理与植物或水分的交互作用对土壤化学性质有一定显着影响（P<0.05）,说明土壤Cd的存在对土壤营养元素会有一定影响,其具体机理尚需进一步探究。从土壤营养元素吸收的角度亦可反映出秋华柳对土壤Cd胁迫有较好的耐受和适应能力。2.水淹条件下秋华柳种植对土壤Cd含量及形态的影响Cd处理浓度越高,土壤中Cd活性态浓度越高,生物毒性越强。水淹显着降低土壤活性态Cd浓度（P<0.05）,增大Cd污染土壤植物修复难度。种植秋华柳对30 d土壤Cd全量及各形态Cd浓度均无显着影响（P>0.05）;对第60 d土壤中交换态、碳酸盐结合态的Cd浓度以及60 d水淹组土壤Cd全量均有显着影响（P<0.05）。秋华柳种植显着降低土壤Cd迁移系数,30 d正常供水组、水淹组以及60 d正常供水组和水淹组平均降幅分别为2.0%、4.12%、9.71%、9.32%,二组降幅差异不大。处理时间过短和试验用苗生物量偏小可能是秋华柳对土壤全量Cd影响不大的主要原因。本研究表明:水淹生境下,秋华柳对Cd污染的土壤仍有较好的修复能力,且随时间延长,其修复效果有可能越好。3.水淹条件下秋华柳种植对Cd污染土壤微生物数量的影响种植秋华柳显着提高第60 d土壤细菌数量（P<0.05）。水淹显着降低第60 d土壤中细菌数、真菌数,显着降低第120 d土壤放线菌数及真菌数（P<0.05）。高浓度的Cd浓度处理组土壤中各微生物数量低于对照组和低浓度处理组,但方差分析表明Cd浓度处理对土壤各微生物数量的影响未达到显着水平（P>0.05）,Cd处理浓度不够高可能是其主要原因。种植秋华柳对土壤微生物数量有一定改善作用,其成效不如前人以超富集植物为研究对象的改善效果明显,Cd处理浓度较低,对微生物未造成严重胁迫,可能是其主要原因。4.水淹条件下秋华柳种植对Cd污染土壤酶活性的影响种植秋华柳显着提高了60 d土壤磷酸酶活性以及120 d土壤脲酶和蔗糖酶活性（P<0.05）;水淹显着降低第60 d土壤磷酸酶活性及第120 d土壤脲酶、蔗糖酶和磷酸酶活性（P<0.05）;各处理组土壤酶活性随Cd处理浓度的增大均大致表现出先增高后降低的趋势,高浓度处理组（10mg·kg-1）酶活性均低于对照组（无外源Cd添加处理组）。其中,60 d土壤磷酸酶活性及120 d脲酶活性对Cd浓度处理的响应达到显着水平（P<0.05）。秋华柳对正常供水及水淹组土壤中酶活性均有一定程度的提高,表明秋华柳对土壤酶活也有一定改善作用。土壤微生物数量与酶活性相关性较大,且对土壤Cd胁迫均较为敏感,将这两类指标结合起来作为判断土壤Cd污染程度和治理成效指标更为合理。综上,本研究发现,在进行水淹和Cd双重胁迫的情况下,秋华柳在试验处理期间存活率达100%。水淹对土壤营养元素有较强的溶出效应,但秋华柳对土壤营养元素全量有较好的吸收能力,故能在一定程度上降低水体富营养化风险。短期时间内秋华柳对水淹组的Cd吸收不逊于正常供水组,并能显着降低生物活性高的Cd形态含量;种植秋华柳对正常供水组及水淹组土壤微生物数量和酶活性均有一定的改善作用。以上结果表明:水淹生境中,秋华柳对Cd污染土壤具有较好改善作用,在其修复方面有一定的应用前景。
二、重金属与营养元素交互作用的植物生理效应（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、重金属与营养元素交互作用的植物生理效应（论文提纲范文）
（1）滇东北铅锌矿区废弃地的自然演替特征研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究区概况 |
| 1.2 植物调查和土壤采集 |
| 1.3 指标测定方法 |
| 1.4 数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 矿区植物群落调查 |
| 2.2 不同演替阶段植物种数的动态变化 |
| 2.3 不同演替阶段土壤重金属含量及其有效态含量的变化 |
| 2.4 不同演替阶段土壤营养元素的变化 |
| 2.5 土壤营养元素与重金属元素之间的相关性 |
| 3 讨论 |
| 3.1 矿区废弃地自然演替的发生过程 |
| 3.2 超标重金属元素在演替过程中的变化 |
| 3.3 演替过程中土壤营养元素与重金属元素之间的关联 |
| 4 结论 |
（2）粉煤灰基新型多功能土壤调理剂增产提质机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 粉煤灰概况 |
| 1.2.1 粉煤灰的产生及分类 |
| 1.2.2 粉煤灰的基本特性 |
| 1.2.3 粉煤灰的危害 |
| 1.2.4 粉煤灰利用技术现状及发展趋势 |
| 1.2.5 粉煤灰利用面临的几大难题 |
| 1.3 土壤调理剂概述 |
| 1.3.1 土壤调理剂定义及分类 |
| 1.3.2 土壤调理剂的利用现状 |
| 1.3.3 土壤调理剂应用中存在的问题 |
| 1.4 国内外粉煤灰基土壤调理剂概况 |
| 1.4.1 粉煤灰基土壤调理剂研究现状 |
| 1.4.2 粉煤灰基土壤调理剂发展趋势 |
| 1.4.3 粉煤灰基土壤调理剂存在问题 |
| 1.5 论文选题目的及意义 |
| 1.6 本课题的研究内容及目标 |
| 第2章 新型粉煤灰基土壤调理剂多组份协同作用机理 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验原料及仪器 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.3 数据处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 基础营养液和调理剂对小麦生长初期各性状的影响 |
| 2.3.2 Fe对小麦生长初期各性状的影响 |
| 2.3.3 Mg对小麦生长初期各性状的影响 |
| 2.3.4 Si对小麦生长初期各性状的影响 |
| 2.3.5 Ca对小麦生长初期各性状的影响 |
| 2.3.6 调理剂中多组份协同作用 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 新型粉煤灰基土壤调理剂重金属固化研究 |
| 3.1 实验原料及仪器 |
| 3.2 受污染土壤与调理剂配比方案 |
| 3.3 重金属提取方法及过程 |
| 3.4 数据处理 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 土壤调理剂对于土壤中可交换态以及碳酸盐结合态Cr的影响 |
| 3.5.2 土壤调理剂对于土壤中可交换态以及碳酸盐结合态As的影响 |
| 3.5.3 土壤调理剂对于土壤中可交换态以及碳酸盐结合态Cd的影响 |
| 3.5.4 土壤调理剂对于土壤中可交换态以及碳酸盐结合态Pb的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 新型粉煤灰基土壤调理剂对土壤改良及作物增产效果 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 粉煤灰基土壤调理剂对土壤结构的影响 |
| 4.2.1 实验原料和器材 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 土壤团聚体测定方法 |
| 4.2.4 数据处理 |
| 4.3 土壤调理剂对地温的影响 |
| 4.3.1 实验原料及仪器 |
| 4.3.2 实验方法 |
| 4.4 土壤调理剂对玉米的增产效果 |
| 4.4.1 实验原料及仪器 |
| 4.4.2 实验方法 |
| 4.5 土壤调理剂对玉米抗倒伏能力的效果 |
| 4.5.1 实验原料及仪器 |
| 4.5.2 实验方法 |
| 4.6 结果与讨论 |
| 4.6.1 土壤调理剂对土壤持水能力的影响 |
| 4.6.2 土壤调理剂对于土壤团聚体的影响 |
| 4.6.3 土壤调理剂对土壤地温的影响 |
| 4.6.4 土壤调理剂对玉米增产效果 |
| 4.6.5 土壤调理剂对玉米抗倒伏能力的效果 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及攻读硕士学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（3）磷和丛枝菌根真菌在植物修复重金属污染土壤的作用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.2 植物修复 |
| 1.2.1 植物挥发 |
| 1.2.2 植物稳定 |
| 1.2.3 植物提取 |
| 1.2.4 植物修复的强化措施 |
| 1.3 磷修复重金属污染土壤 |
| 1.3.1 磷修复重金属污染土壤机制 |
| 1.3.2 磷在植物修复重金属污染土壤中的作用 |
| 1.3.3 磷酸盐 |
| 1.4 AM真菌修复重金属污染土壤 |
| 1.4.1 AM真菌 |
| 1.4.2 AM真菌在植物修复重金属污染土壤中的作用 |
| 1.5 本课题的目的、意义及研究内容 |
| 1.5.1 研究目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 主要技术路线 |
| 2 不同形态磷酸盐与AM真菌对甜高粱修复镉污染土壤的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试磷酸盐 |
| 2.1.2.1 羟基磷灰石 |
| 2.1.2.2 聚磷酸铵 |
| 2.1.2.3 磷酸氢二铵 |
| 2.1.3 供试菌剂 |
| 2.1.4 试验设计 |
| 2.1.4.1 磷的施加及菌剂接种 |
| 2.1.4.2 种子处理 |
| 2.1.4.3 甜高粱的种植 |
| 2.1.5 植物指标测定 |
| 2.1.5.1 甜高粱酶活性 |
| 2.1.5.2 甜高粱叶绿素含量 |
| 2.1.5.3 甜高粱生物量 |
| 2.1.5.4 甜高粱重金属含量 |
| 2.1.5.5 甜高粱根系菌根侵染率 |
| 2.1.6 土壤指标测定 |
| 2.1.6.1 土壤pH |
| 2.1.6.2 土壤有效磷含量 |
| 2.1.6.3 土壤有效态重金属含量 |
| 2.1.7 数据分析 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 菌根侵染率 |
| 2.2.2 生物量 |
| 2.2.3 甜高粱POD、SOD酶及可溶性蛋白含量 |
| 2.2.4 甜高粱叶绿素含量 |
| 2.2.5 甜高粱Cd含量 |
| 2.2.6 甜高粱营养元素含量 |
| 2.2.7 甜高粱Cd吸收量及Cd转移系数 |
| 2.2.8 甜高粱P吸收量 |
| 2.2.9 土壤pH |
| 2.2.10 土壤有效磷 |
| 2.2.11 土壤DTPA态 Cd |
| 2.2.12 三因素分析及相关性分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 磷酸盐对植物生长及土壤修复的影响 |
| 2.3.2 AM真菌对植物生长及重金属修复的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 不同形态磷酸盐与AM真菌对甜高粱与油葵联合修复镉铅污染土壤的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试土壤 |
| 3.1.2 供试磷酸盐 |
| 3.1.3 供试菌剂 |
| 3.1.4 试验设计 |
| 3.1.4.1 磷的施加及菌剂的接种 |
| 3.1.4.2 种子处理 |
| 3.1.4.3 甜高粱及油葵的种植 |
| 3.1.5 植物指标测定 |
| 3.1.5.1 甜高粱及油葵酶活性 |
| 3.1.5.2 叶绿素含量测定 |
| 3.1.5.3 生物量测定 |
| 3.1.5.4 重金属含量 |
| 3.1.5.5 根系菌根侵染率 |
| 3.1.5.6 代谢组学分析 |
| 3.1.6 土壤指标测定 |
| 3.1.6.1 土壤pH |
| 3.1.6.2 土壤有效磷含量 |
| 3.1.6.3 土壤有效态重金属含量 |
| 3.1.6.4 数据分析 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 甜高粱及油葵菌根侵染率 |
| 3.2.2 甜高粱及油葵生物量 |
| 3.2.3 甜高粱及油葵SOD酶活性 |
| 3.2.4 甜高粱及油葵CAT酶活性 |
| 3.2.5 甜高粱及油葵可溶性蛋白 |
| 3.2.6 甜高粱及油葵重金属镉铅含量 |
| 3.2.7 甜高粱及油葵营养元素含量 |
| 3.2.8 甜高粱及油葵重金属吸收量 |
| 3.2.9 甜高粱及油葵重金属转移系数 |
| 3.2.10 土壤pH |
| 3.2.11 土壤DTPA态 Cd含量 |
| 3.2.12 土壤DTPA态 Pb含量 |
| 3.2.13 土壤有效磷含量 |
| 3.2.14 三因素分析及相关性分析 |
| 3.3 植物代谢组学 |
| 3.3.1 PCA主成分分析与PLS-DA分析 |
| 3.3.2 KEGG功能通路富集 |
| 3.3.3 代谢过程差异代谢物分析 |
| 3.3.3.1 精氨酸生物合成 |
| 3.3.3.2 苯丙氨酸、酪氨酸和色氨酸的生成 |
| 3.3.3.3 苯丙氨酸的代谢 |
| 3.3.3.4 丙氨酸、天冬氨酸和谷氨酸代谢相关差异代谢物 |
| 3.3.3.5 碳水化合物代谢过程相关差异代谢物 |
| 3.3.3.6 植物激素信号传导 |
| 3.3.3.7 谷胱甘肽代谢 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 不接菌条件下不同磷酸盐对土壤重金属修复的影响 |
| 3.4.2 AM真菌及甜高粱油葵混种对磷酸盐土壤修复的影响 |
| 3.4.3 磷酸盐对甜高粱油葵混种植物修复的影响 |
| 3.4.4 接菌条件下磷酸盐对甜高粱油葵混种植物修复的影响 |
| 3.4.5 差异代谢物讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间参与发表的学术论文目录 |
（4）禾叶慈姑（Sagittaria graminea）对镉胁迫的响应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 水体中重金属镉污染的现状 |
| 1.1.1 金属元素及其分类 |
| 1.1.2 重金属镉的危害 |
| 1.1.3 水体中重金属镉的来源 |
| 1.1.4 镉在水体中的迁移转化 |
| 1.2 水体中重金属镉对水生植物的影响 |
| 1.2.1 重金属镉在水生植物体内的富集、分布、迁移、转化及存在形态 |
| 1.2.2 重金属镉对水生植物的毒害效应 |
| 1.2.3 重金属镉对水生植物生理代谢指标的影响 |
| 1.2.4 水生植物对重金属镉的耐受机理 |
| 1.3 水体重金属镉污染的植物修复 |
| 1.3.1 修复类型 |
| 1.3.2 影响修复的因素 |
| 1.3.3 水生植物修复在实际应用中的利弊 |
| 1.4 禾叶慈姑修复镉污染土壤和水体 |
| 1.4.1 禾叶慈姑的生物学特性 |
| 1.4.2 禾叶慈姑分布区域概况 |
| 1.4.3 禾叶慈姑在修复水体上的应用 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 第二章 镉胁迫对禾叶慈姑生长的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.1.3 测定指标 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 镉胁迫对禾叶慈姑株高的影响 |
| 2.2.2 镉胁迫对禾叶慈姑根长的影响 |
| 2.2.3 镉胁迫对禾叶慈姑根体积的影响 |
| 2.2.4 镉胁迫对禾叶慈姑叶片数的影响 |
| 2.2.5 镉胁迫对禾叶慈姑根状茎数的影响 |
| 2.2.6 镉胁迫对禾叶慈姑克隆苗数的影响 |
| 2.2.7 镉胁迫对禾叶慈姑生物量的影响 |
| 2.2.8 镉胁迫对禾叶慈姑根冠比的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 镉胁迫对禾叶慈姑生理特性的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 测定指标 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 镉胁迫对禾叶慈姑植株光合色素含量的影响 |
| 3.2.2 镉胁迫对禾叶慈姑植株叶绿素荧光参数的影响 |
| 3.2.3 镉胁迫对禾叶慈姑植株叶片相对电导率的影响 |
| 3.2.4 镉胁迫对禾叶慈姑植株叶片丙二醛含量的影响 |
| 3.2.5 镉胁迫对禾叶慈姑植株叶片可溶性糖含量的影响 |
| 3.2.6 镉胁迫对禾叶慈姑植株体内游离脯氨酸的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 禾叶慈姑对镉的富集特征研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.1.3 测定指标 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同浓度镉胁迫对禾叶慈姑各器官中镉含量的影响 |
| 4.2.2 不同浓度镉胁迫对禾叶慈姑各器官中镉富集量的影响 |
| 4.2.3 不同浓度镉胁迫对禾叶慈姑富集系数和转运系数的影响 |
| 4.2.4 不同浓度镉胁迫对禾叶慈姑不同器官镉的分配系数的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 镉胁迫对禾叶慈姑矿质营养元素吸收和转运的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 试验方法 |
| 5.1.3 测定指标 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 不同浓度镉胁迫对禾叶慈姑钙含量的影响 |
| 5.2.2 不同浓度镉胁迫对禾叶慈姑钾含量的影响 |
| 5.2.3 不同浓度镉胁迫对禾叶慈姑铁含量的影响 |
| 5.2.4 不同浓度镉胁迫对禾叶慈姑铜含量的影响 |
| 5.2.5 不同浓度镉胁迫对禾叶慈姑镁含量的影响 |
| 5.2.6 不同浓度镉胁迫对禾叶慈姑锰含量的影响 |
| 5.2.7 不同浓度镉胁迫对禾叶慈姑锌含量的影响 |
| 5.2.8 不同浓度镉胁迫对禾叶慈姑磷含量的影响 |
| 5.2.9 镉胁迫对禾叶慈姑8种营养元素转移能力的影响 |
| 5.2.10 不同浓度镉胁迫下各营养元素之间的相关性分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（5）钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 重金属形态在矿区土壤修复过程中的研究 |
| 1.1.1 土壤环境中重金属污染 |
| 1.1.2 重金属元素形态及其分析方法 |
| 1.1.3 重金属形态研究的主要领域 |
| 1.1.4 重金属形态在矿区土壤修复研究中的展望 |
| 1.2 重金属元素在土壤中运移转化机理及其影响因素 |
| 1.2.1 土壤中重金属元素的运移特点 |
| 1.2.2 重金属污染物的运移过程及机理 |
| 1.2.3 重金属污染物在土壤中运移过程主要的影响因素 |
| 1.3 土壤中重金属元素的形态变化规律及其影响因素 |
| 1.3.1 土壤重金属元素形态转化 |
| 1.3.2 土壤中重金属形态转化的影响因素 |
| 1.4 钼矿区伴生元素Pb、Cd在土壤-植物系统中的形态变化及转运机制 |
| 1.5 重金属矿区污染土壤的修复技术 |
| 1.5.1 矿区重金属污染物理及工程措施 |
| 1.5.2 矿区重金属污染生物吸附固定措施 |
| 1.5.3 矿区重金属污染化学淋洗及原位固定措施 |
| 1.6 研究目的与内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 钼矿区土壤与植物重金属污染现状 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 样品加工及处理 |
| 2.2.3 数据处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 土壤中重金属总量 |
| 2.3.2 土壤中重金属形态分布特征 |
| 2.3.3 植物中重金属含量 |
| 2.3.4 植物重金属污染评价 |
| 2.3.5 土壤重金属污染评价 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 钼矿周边土壤中重金属元素总量及形态变化规律 |
| 2.4.2 重金属在钼矿区不同类型植物中含量差异 |
| 2.4.3 钼矿尾矿区农作物污染状况分析 |
| 2.4.4 矿区土壤污染情况评价 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 钼矿区周边土壤中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料 |
| 3.2.2 数据分析与统计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤pH值的变化特征 |
| 3.3.2 土壤中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.3.3 植物中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.3.4 土壤与植物中重金属含量的相关性分析 |
| 3.3.5 重金属在土壤-植物系统中的转运及富集 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 钼矿区土壤中各重金属元素形态随距离矿区的变化特征 |
| 3.4.2 钼矿周边植物中各重金属元素形态随距离矿区的变化 |
| 3.4.3 钼矿周边艾草中各重金属元素含量与土壤中各形态的变化 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 影响钼矿区土壤中 Pb、Cd 迁移转化的因素研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料及分析方法 |
| 4.2.2 试验方案 |
| 4.2.3 数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤样品的理化理化性质监测 |
| 4.3.2 矿区土壤中铅和镉各形态与土壤中不同因子的相关性 |
| 4.3.3 不同影响因素对铅和镉形态变化的影响 |
| 4.3.4 影响钼矿区重金属铅和镉形态的关键土壤因子 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 矿区土壤中各影响因子与铅和镉各形态变化之间的关系 |
| 4.4.2 外源影响因子作用下铅和镉形态变化特征 |
| 4.4.3 各因子在影响矿区土壤重金属铅和镉形态变化的差异 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 钼元素对油菜吸收Pb、Cd的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 试验方法 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 Mo对Pb、Cd胁迫下油菜生理参数及生物量的影响 |
| 5.3.2 Mo对 Pb、Cd胁迫下油菜中钾、钠、钙和镁含量的影响 |
| 5.3.3 Mo对 Pb、Cd胁迫下油菜Pb、Cd含量的影响 |
| 5.3.4 Mo对Pb、Cd胁迫下油菜对Pb、Cd的耐性系数及富集转运能力的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 Mo作用下Pb、Cd对油菜生理及生物量参数的作用 |
| 5.4.2 Mo作用下Pb、Cd对油菜吸收钾、钠、钙、镁离子的作用 |
| 5.4.3 Mo作用下油菜对Pb、Cd吸收、富集和转运 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 钼矿区土壤中铅、镉元素稳定化方法研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试材料 |
| 6.2.2 试验方案 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.2.4 数据处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 非金属矿物材料对Pb、Cd的吸附特征 |
| 6.3.2 非金属矿物材料对Pb、Cd形态的影响 |
| 6.3.3 非金属矿物材料对Pb、Cd生物有效性的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 非金属矿物材料对Pb、Cd的吸附作用 |
| 6.4.2 非金属矿物材料作用下土壤中Pb、Cd形态变化 |
| 6.4.3 非金属矿物材料作用下Pb、Cd生物有效性的变化 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 全文总结与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.1.1 钼矿区重金属污染特征 |
| 7.1.2 钼矿区重金属形态变化特征 |
| 7.1.3 钼矿区土壤中铅、镉形态变化的影响因素 |
| 7.1.4 钼元素对油菜吸收铅、镉元素的影响 |
| 7.1.5 钼矿区土壤中铅、镉元素固定方法探析 |
| 7.2 本研究主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）吉林黑土区耕地土壤重金属元素转化富集效率及其对耕地利用的制约（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤重金属污染及危害 |
| 1.2.2 土壤重金属元素转化富集效率研究 |
| 1.2.3 土壤重金属污染对耕地利用的制约 |
| 1.2.4 东北黑土区耕地土壤重金属污染现状 |
| 1.2.5 研究现状总结 |
| 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 |
| 第2章 研究区概况与基础数据 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 吉林省中部地区自然概况 |
| 2.1.2 吉林省中部地区社会经济概况 |
| 2.2 样品采集与测试分析 |
| 2.2.1 样品的采集 |
| 2.2.2 样品的测试 |
| 第3章 基础理论与研究方法 |
| 3.1 核心概念界定 |
| 3.1.1 元素有效系数(F_i) |
| 3.1.2 元素吸收系数(A_i) |
| 3.2 基础理论 |
| 3.2.1 突变理论概述 |
| 3.2.2 突变模型 |
| 3.2.3 突变级数法 |
| 3.3 研究方法 |
| 3.3.1 逐步回归分析 |
| 3.3.2 污染负荷指数法 |
| 3.3.3 冗余分析法 |
| 第4章 土壤重金属元素转化特征与作物富集特征 |
| 4.1 土壤重金属元素全量、有效量与作物富集量特征 |
| 4.1.1 土壤重金属元素全量特征 |
| 4.1.2 土壤重金属元素有效量特征 |
| 4.1.3 重金属元素作物富集量特征 |
| 4.1.4 土壤重金属元素含量与作物富集量特征对比分析 |
| 4.2 土壤重金属元素转化及其时空差异 |
| 4.2.1 重金属元素转化特征 |
| 4.2.2 土壤重金属元素转化的时空对比分析 |
| 4.3 土壤-作物系统重金属元素富集效率特征 |
| 4.3.1 玉米籽实元素吸收系数特征 |
| 4.3.2 玉米籽实元素富集特征对比分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 重金属元素转化富集的自然及土地利用影响因素 |
| 5.1 耕地土壤重金属元素转化富集的自然影响因素 |
| 5.1.1 土壤理化性质对土壤重金属元素转化的影响 |
| 5.1.2 重金属元素之间作用对土壤重金属元素转化的影响 |
| 5.1.3 营养元素对土壤重金属元素转化的影响 |
| 5.1.4 土壤中重金属元素转化对作物富集效率的影响 |
| 5.2 土壤重金属元素转化富集的土地利用影响因素 |
| 5.2.1 土地利用及其变化分析 |
| 5.2.2 土壤重金属元素转化富集与土地利用 |
| 5.3 耕地土壤重金属元素转化富集回归分析 |
| 5.3.1 回归体系构建 |
| 5.3.2 重金属元素转化富集的影响因素分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 耕地重金属污染与转化富集预警评价 |
| 6.1 基于土壤全量-有效量-作物富集量的重金属污染评价 |
| 6.1.1 土壤重金属全量污染评价 |
| 6.1.2 土壤重金属有效量与作物富集量污染评价 |
| 6.1.3 综合评价 |
| 6.2 转化富集预警评价模型 |
| 6.2.1 基于突变模型的转化富集风险的确定 |
| 6.2.2 研究区耕地土壤重金属转化富集警情分布 |
| 6.3 耕地重金属污染与转化富集警情综合分布 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 重金属元素转化富集效率对耕地利用的制约 |
| 7.1 重金属转化富集影响因素对土壤改良的制约 |
| 7.2 重金属污染评价结果对耕地利用的制约 |
| 7.3 预警区域对耕地利用的制约 |
| 7.3.1 转化富集警情样点局部土地利用格局分析 |
| 7.3.2 预警区域黑土资源特征与耕地资源合理利用 |
| 7.4 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 主要研究结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）铅锌胁迫对毛红椿叶片气体交换和叶绿素荧光的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.2 土壤重金属污染原因 |
| 1.3 我国土壤重金属污染现状 |
| 1.4 重金属修复技术 |
| 1.4.1 工程法修复技术 |
| 1.4.2 物理法修复技术 |
| 1.4.3 化学法修复技术 |
| 1.4.4 生物法修复技术 |
| 1.5 重金属胁迫条件下对植物气体交换参数的影响 |
| 1.5.1 Pb胁迫对植物气体交换参数的影响 |
| 1.5.2 Zn胁迫对植物气体交换参数的影响 |
| 1.6 重金属胁迫条件下对植物叶绿素荧光动力学参数的影响 |
| 1.6.1 Pb胁迫对植物叶绿素荧光参数的影响 |
| 1.6.2 Zn胁迫对植物叶绿素荧光参数的影响 |
| 1.7 重金属胁迫条件下对植物矿质元素吸收的影响 |
| 1.8 毛红椿研究进展 |
| 2 研究目的、意义与内容 |
| 2.1 研究目的、意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 线路图如下 |
| 3 试验材料与处理 |
| 3.1 试验材料 |
| 3.2 供试材料 |
| 3.2.1 试验材料的培养与掺入处理 |
| 3.3 研究指标测定方法 |
| 3.3.1 光合参数的测定 |
| 3.3.2 叶绿素荧光参数的测定 |
| 3.3.3 重金属含量测定 |
| 3.3.4 矿质元素含量的测定 |
| 3.3.5 数据处理与分析方法 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 连续重金属处理下毛红椿叶片气体交换参数的变化 |
| 4.1.1 Pb处理下毛红椿叶片气体交换参数的变化 |
| 4.1.2 Zn处理下毛红椿叶片气体交换参数的变化 |
| 4.1.3 讨论与小结 |
| 4.2 连续重金属处理下毛红椿叶片叶绿素荧光参数的变化 |
| 4.2.1 连续Pb、Zn处理下毛红椿叶片Fv/Fm和ETR的变化 |
| 4.2.2 Pb、Zn处理下毛红椿叶片qP与NPQ的变化 |
| 4.2.3 Pb、Zn处理下毛红椿叶片PSⅡ光能分配的变化 |
| 4.2.4 讨论与小结 |
| 4.3 植物对重金属的吸收富集 |
| 4.3.1 毛红椿对Pb的吸收富集 |
| 4.3.2 毛红椿对Zn的吸收富集 |
| 4.4 重金属在植物体内的迁移分配 |
| 4.4.1 Pb在植物体内的迁移分配 |
| 4.4.2 Zn在植物体内的迁移分配 |
| 4.4.3 讨论与小结 |
| 4.5 毛红椿在Pb、Zn胁迫下叶片中的养分吸收 |
| 4.5.1 毛红椿在Pb胁迫下叶片中的养分吸收 |
| 4.5.2 毛红椿在Zn胁迫下叶片中的养分吸收 |
| 4.5.3 讨论与小结 |
| 4.6 毛红椿叶片气体交换、叶绿素荧光参数和营养元素的主成分分析 |
| 5 结论 |
| 5.1 Pb、Zn胁迫对毛红椿叶片气体交换参数的影响 |
| 5.2 Pb、Zn胁迫对毛红椿叶片叶绿素荧光参数的影响 |
| 5.3 毛红椿对Pb、Zn的吸收和累积 |
| 5.4 毛红椿叶片气体交换、叶绿素荧光参数和营养元素的主成分分析 |
| 6 本研究的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读学位期间的主要学术成果 |
| 致谢 |
（9）接种AM真菌对稀土—重金属交互作用的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 土壤稀土-重金属复合污染 |
| 1.1.1 稀土矿区及周边农田生态系统复合土壤污染概述 |
| 1.1.2 稀土重金属在土壤-植物系统中交互作用的研究进展 |
| 1.1.3 复合土壤污染修复方法 |
| 1.2 AM真菌具有促进稀土-重金属复合污染土壤植物修复的潜力 |
| 1.3 研究目的和内容 |
| 1.3.1 研究目的和意义 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 1.3.3 技术路线图 |
| 第二章 接种AM真菌对La-Cd复合污染土壤中玉米生长、元素吸收及生理生化的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 培养基质 |
| 2.1.2 供试植物和菌种 |
| 2.1.3 实验设计 |
| 2.1.4 样品制备与分析测定 |
| 2.1.5 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 接种AM真菌对不同浓度La-Cd单一及复合污染土壤上玉米菌根侵染率的影响 |
| 2.2.2 接种AM真菌对不同浓度La-Cd单一及复合污染土壤上玉米生长的影响 |
| 2.2.3 接种AM真菌对不同浓度La-Cd单一及复合污染土壤上玉米吸收矿质营养元素的影响 |
| 2.2.4 接种AM真菌对不同浓度La-Cd单一及复合污染土壤上玉米C:N:P生态化学计量比的影响 |
| 2.2.5 接种AM真菌对不同浓度La-Cd单一及复合污染土壤上玉米La、Cd吸收和转运的影响 |
| 2.2.6 接种AM真菌对不同浓度La-Cd单一及复合污染土壤上玉米叶片抗氧化酶活性和MDA含量的影响 |
| 2.2.7 接种AM真菌对不同浓度La-Cd单一及复合污染土壤上玉米渗透调节物质的影响 |
| 2.2.8 接种AM真菌对不同浓度La-Cd单一及复合污染土壤上玉米根际pH和球囊霉素蛋白含量的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 接种AM真菌对Ce-Cd复合污染土壤上玉米生长、元素吸收及生理生化的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 培养基质 |
| 3.1.2 供试植物和菌种 |
| 3.1.3 实验设计 |
| 3.1.4 样品制备与分析测定 |
| 3.1.5 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 接种AM真菌对不同浓度Ce-Cd单一及复合污染土壤上玉米菌根侵染率的影响 |
| 3.2.2 接种AM真菌对不同浓度Ce-Cd单一及复合污染土壤上玉米生长的影响 |
| 3.2.3 接种AM真菌对不同浓度Ce-Cd单一及复合污染土壤上玉米吸收矿质营养元素的影响 |
| 3.2.4 接种AM真菌对不同浓度Ce-Cd单一及复合污染土壤上玉米C:N:P生态化学计量比的影响 |
| 3.2.5 接种AM真菌对不同浓度Ce-Cd单一及复合污染土壤上玉米Ce、Cd吸收和转运的影响 |
| 3.2.6 接种AM真菌对不同浓度Ce-Cd单一及复合污染土壤上玉米叶片抗氧化酶活性、MDA和GSH含量的影响 |
| 3.2.7 接种AM真菌对不同浓度Ce-Cd单一及复合污染土壤上玉米渗透调节物质的影响 |
| 3.2.8 接种AM真菌对不同浓度Ce-Cd单一及复合污染土壤上玉米叶绿素含量的影响 |
| 3.2.9 接种AM真菌对不同浓度Ce-Cd单一及复合污染土壤上玉米根际pH的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 总结与展望 |
| 4.1 研究特色与创新 |
| 4.2 主要结论 |
| 4.3 存在问题及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读研究生期间个人研究成果 |
（10）水淹条件下秋华柳对Cd污染土壤生化特征的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 土壤化学性质的研究现状 |
| 1.2.2 土壤重金属形态分析的研究现状 |
| 1.2.3 土壤微生物的研究现状 |
| 1.2.4 土壤酶活性的研究现状 |
| 1.3 研究材料 |
| 1.4 研究目标与内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 拟解决的科学问题 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第2章 水淹条件下秋华柳对Cd污染土壤化学性质的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.1.3 测试方法 |
| 2.1.4 数据分析 |
| 2.2 研究结果 |
| 2.2.1 土壤pH与有机质的研究结果 |
| 2.2.2 土壤营养元素全量的研究结果 |
| 2.2.3 土壤速效营养元素的研究结果 |
| 2.3 讨论 |
| 第3章 水淹条件下秋华柳对Cd污染土壤修复能力的研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 土壤以及水体中总的Cd含量的测定 |
| 3.1.4 土壤中Cd形态的提取和测定 |
| 3.1.5 数据分析 |
| 3.2 研究结果 |
| 3.2.1 土壤中Cd全量的研究结果 |
| 3.2.2 土壤中各形态Cd含量的研究结果 |
| 3.2.3 土壤重金属迁移系数的研究结果 |
| 3.2.4 水样中Cd浓度的研究结果 |
| 3.3 讨论 |
| 第4章 水淹条件下秋华柳对Cd污染土壤微生物数量及酶活性的影响 |
| 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 数据分析 |
| 4.2 研究结果 |
| 4.2.1 微生物数量的研究结果 |
| 4.2.2 土壤酶活性的研究结果 |
| 4.2.3 土壤微生物数量与酶活性相关性 |
| 4.3 讨论 |
| 第5章 结论与讨论 |
| 5.1 结论与讨论 |
| 5.1.1 水淹条件下秋华柳对Cd污染土壤化学性质的影响 |
| 5.1.2 水淹条件下秋华柳对Cd污染土壤修复能力的研究 |
| 5.1.3 水淹条件下秋华柳对Cd污染土壤微生物数量及酶活性的影响 |
| 5.2 不足之处及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在校期间成果 |
四、重金属与营养元素交互作用的植物生理效应（论文参考文献）
- [1]滇东北铅锌矿区废弃地的自然演替特征研究[J]. 袁鑫奇,郭兆来,王越,曾铭,俞乃琪,潘瑛,刘嫦娥,段昌群. 农业现代化研究, 2021
- [2]粉煤灰基新型多功能土壤调理剂增产提质机理[D]. 欧彦君. 中国科学院大学(中国科学院过程工程研究所), 2021(01)
- [3]磷和丛枝菌根真菌在植物修复重金属污染土壤的作用[D]. 张舒琦. 青岛科技大学, 2021(01)
- [4]禾叶慈姑（Sagittaria graminea）对镉胁迫的响应[D]. 王琳瑀. 沈阳农业大学, 2020(04)
- [5]钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例[D]. 韩张雄. 西北农林科技大学, 2020
- [6]吉林黑土区耕地土壤重金属元素转化富集效率及其对耕地利用的制约[D]. 余丹. 吉林大学, 2019(02)
- [7]煤矸石山香根草不同器官营养分配的动态变化及异速关系分析[J]. 盛美群,郝俊,龙水义,许钟丹,毛圆圆,程巍. 草业科学, 2019(08)
- [8]铅锌胁迫对毛红椿叶片气体交换和叶绿素荧光的影响[D]. 高吉权. 中南林业科技大学, 2019(01)
- [9]接种AM真菌对稀土—重金属交互作用的影响[D]. 常青. 内蒙古大学, 2018(12)
- [10]水淹条件下秋华柳对Cd污染土壤生化特征的影响[D]. 曾成城. 西南大学, 2016(02)