一、淹水稻田土壤微生物对镉污染毒性的生理生态反应及其抗性czcC基因的克隆与表达（论文文献综述）
王雅乐[1]（2021）在《钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究》文中认为我国北方部分小麦主产区土壤Cd污染严重,威胁小麦安全生产。目前,关于我国南方酸性水稻田Cd污染修复方面的研究相对较多,针对北方碱性小麦田Cd污染的修复技术研究较少。在南方酸性水稻田Cd污染修复研究中获得的修复材料、产品及技术模式并不完全适应于北方碱性Cd污染小麦田土壤。因此,加强北方碱性小麦田土壤Cd污染修复,降低小麦籽粒Cd累积,对保障小麦安全生产具有重要意义。本文研究了巯基改性粘土材料在碱性Cd污染土壤中的钝化阻控效果及机制,乙二胺二琥珀酸（EDDS）强化孔雀草、美洲商陆和龙葵对碱性土壤Cd污染修复效率和环境效应,探究了孔雀草提取-钝化联合对碱性Cd污染土壤的修复效应,并进一步研究了MnSO4对小麦Cd积累的抑制作用及机制。主要结果如下:（1）在碱性Cd污染土壤中施加巯基改性粘土材料,促进土壤中可交换态Cd向Fe/Mn氧化物结合态Cd转换,降低淋出液中Cd的淋出率（75.98-77.70%）,但对元素Cu和Zn的影响较小;巯基改性粘土材料对土壤Cd的钝化作用迅速（1 d）、效果显着（44.89-62.39%）,且不受重金属提取剂淋溶作用的影响。土壤灭菌处理改变土壤微生物的结构和功能。与巯基坡缕石（MPAL）处理的自然土壤相比,MPAL处理的灭菌土壤中的稳定态Cd比例显着增加（36.62-50.00%）,MPAL在灭菌土壤中的钝化效果优于自然土壤。另外,施加MPAL对土壤微生物群落结构和多样性的影响较小。小麦盆栽试验结果表明,施加MPAL促进土壤大团聚体（>0.25mm）中的Cd向小团聚体（<0.048mm）转移,同时降低大团聚体中的有效态Cd含量。在碱性Cd污染土壤中施加0.1%MPAL使两种小麦籽粒Cd含量由0.57和0.44 mg·kg-1降低到0.10和0.09 mg·kg-1。（2）在碱性Cd污染土壤中,土壤溶液中的重金属浓度在施加EDDS后7 d逐渐增加,随EDDS降解逐渐降低;施加30-35d后,EDDS对Cd的强化作用消失;一次施加EDDS对土壤溶液中重金属的活化作用优于两次施加。三种超富集植物在碱性Cd污染土壤中的提取效率为:孔雀草（3.43%）>龙葵（2.30%）>美洲商陆（0.07%）;以合适的方式施加EDDS后,孔雀草、龙葵和美洲商陆的修复效率提高1.38%、1.35%和0.52%。另外,土壤pH值、重金属含量和酶活性的变化均与EDDS的施加时期显着相关。（3）两年连续试验结果表明,孔雀草收获时,土壤中施加的EDDS并未完全降解,EDDS-Cd复合物不能被小麦根系吸收;施加EDDS增加土壤pH值,不影响土壤中Cd的形态分布。施加EDDS增加孔雀草的Cd提取量,但没有显着降低轮作小麦籽粒Cd含量。施加MPAL不改变土壤pH值,增加土壤稳定态Cd含量,显着降低土壤有效态Cd含量。施加0.1%MPAL使低Cd积累小麦籽粒Cd含量从0.35 mg·kg-1降低到0.05 mg·kg-1,低于国家标准限值0.1 mg·kg-1（GB 2762-2017）,且对小麦籽粒的Fe、Mn、Cu和Zn含量无显着影响。第一季施加EDDS不影响MPAL的钝化效果。与单一施加MPAL处理相比,EDDS强化孔雀草提取-MPAL钝化联合处理没有显着降低小麦籽粒Cd含量。（4）土施0.05-0.2%MnSO4使小麦籽粒Cd含量降低24.16-63.44%。施用MnSO4增加小麦根部Mn含量,通过Mn与Cd之间的拮抗作用,降低小麦根部对Cd的吸收;且减少Cd从小麦节点1到节间1、穗轴到小麦籽粒的向上运输。小麦节点2-4可限制Cd和Mn元素的转运,节点1和穗轴可限制Cd的转运而不影响Mn的转运。小麦不同组织的离子组学空间分布与小麦生长形态一致,施加MnSO4改变了小麦根部、节点、颖壳和籽粒的离子组学组成,小麦根部的离子组学变化最为显着。
姚亚威[2]（2021）在《肠杆菌定殖特征及其对镉污染土壤修复机理研究》文中研究说明面对日益严峻的土壤重金属污染,植物-微生物联合修复技术以其绿色便捷、成本低廉等优点已成为重金属污染土壤修复的研究热点。为丰富植物促生菌强化超富集植物修复镉（Cd）污染土壤的作用机理,本研究以本实验室前期筛选到的重金属耐性微生物——肠杆菌FM-1（Enterobacter sp.FM-1）为研究对象,采用绿色荧光蛋白（GFP）标记技术对肠杆菌进行了标记,分析了标记菌株的遗传稳定性、荧光检测、生长曲线以及耐Cd特性,比较了野生菌株和标记菌株在生理特性上的差异;并将野生菌株和标记菌株接种于重金属污染土壤和植物体中,研究了肠杆菌在植物根际土壤、植物体内的定殖数量和分布规律,探讨了肠杆菌促生特性对植物生物量、植物体吲哚乙酸（IAA）含量、磷素含量、抗氧化酶系统以及对Cd吸收等的影响。得出了以下结论:（1）挑选能在含50μg/ml卡那霉素平板上生长的GFP标记的肠杆菌菌落,经PCR扩增后在凝胶电泳成像系统的726 bp（目的基因）处能观察到清晰阳性条带,表明GFP基因已转入肠杆菌FM-1,且从荧光显微镜中能观测到该菌发出绿色荧光,说明GFP基因在肠杆菌FM-1细胞内已成功表达;另外,标记菌株在连续传代50次后,仍然能在抗性平板上生长,且质粒稳定性达到95%以上,表明其遗传稳定性良好;不仅如此,标记菌株与原生菌株在生长以及对Cd2+的耐受性等方面无显着性差异。表明肠杆菌FM-1-GFP是一株对重金属具有良好耐性且荧光特性良好的菌株。（2）通过盆栽实验,将荧光标记的肠杆菌接种于矿区恢复区和下游区两种土壤中,菌株在土壤中均可稳定定殖约14天,但两种土壤中的菌落数随处理时间的延长而呈下降趋势;通过荧光显微镜观察,在超富集植物鬼针草（Bidens pilosa L.）、积雪草（Centella asiatica L.）、龙葵（Solanum nigrum L.）根部的断裂处、主侧根连接处、维管束组织、根尖分生区以及内外根表皮等多种植物组织中能成功检测到绿色荧光,表明该菌可在三种超富集植物的根际定殖,定殖量约为105-106 CFU/g。（3）接种中高浓度肠杆菌显着提高了植物的生物量,根茎叶中IAA、铁、磷含量以及植物对Cd的吸收。鬼针草、积雪草、龙葵的株高和株重分别比对照增加了50.73-85.19%与161.49-269.58%、64.75-134.91%与190.44-327.30%、72.67-158.04%与197.94-487.68%;且根茎叶中IAA、铁以及磷素的含量在添加肠杆菌处理下相比对照明显升高,其中IAA增加了24.17-337.59%,铁和磷素含量分别增加了145.47-195.65%、32.72-100.30%;此外,植物的根茎叶对重金属的富集也随着接种浓度的增大而提高,其中在矿区的下游区土壤上,栽培的鬼针草叶片在1.1×109 CFU/ml浓度处理下富集量达111.67 mg/kg,比CK提高了69.71%,积雪草茎叶Cd含量在加菌处理下均大于100 mg/kg,龙葵的根茎叶Cd含量同样在高浓度肠杆菌接种下达最大值,分别为对照的1.54、1.87和2.82倍。（4）肠杆菌对蔬菜缓解重金属胁迫下氧化应激等方面具有巨大的潜在作用:该菌不仅能分泌IAA及溶磷等物质促进植物生长,还可通过激活植物色素合成酶提高叶绿素和类胡萝卜素含量,进而增强光合作用以促进蔬菜生长。其中,叶绿素含量在中高接种浓度下增加了48.03-155.09%,类胡萝卜素提高了48.31-124.35%;此外,肠杆菌还参与调解植物的抗氧化机制,促进了过氧化物酶（POD）和过氧化氢酶（CAT）的合成,加速了超氧化物歧化酶（SOD）消除超氧根离子（·O2-）等活性氧（ROS）过程,激活了蔬菜的抗氧化酶系统;同时,接种肠杆菌有助于大量的谷胱甘肽（GSH）转化为植物螯合肽（PCs）,加快了巯基（-SH）对重金属的螯合与清除,缓解了Cd胁迫所引起的重金属毒害作用。
王璐[3]（2021）在《生物质炭与Bacillus sp. K1协同修复镉污染土壤的机制研究》文中认为我国耕地镉（Cadmium,Cd）污染状况不容乐观,土壤Cd污染的防治与修复工作亟待加强。近年来,利用生物质炭与生物修复手段相结合进行土壤Cd污染修复因其成本低、效率高、无二次污染等诸多优势得到了广泛的关注。其中,利用生物质炭与Cd抗性细菌制备的复合材料对Cd具有良好的吸附性能,在Cd的水体与土壤修复中展现了不俗的潜力。然而,已有研究仍旧停留在单一的水溶液吸附或土壤Cd的修复效果方面,其机理尚不明晰。目前仍未有关于生物质炭-细菌复合材料运用于稻田Cd修复的相关研究,此外,在施用土壤后,外源微生物、生物质炭和土壤原生微生物群落之间的相互作用知之甚少。因此,本研究拟以一种Cd抗性细菌及两种不同生物质炭为原料,制备生物质炭-细菌复合材料,通过吸附实验及表征,探究其在水溶液中的修复机理及效果;通过土培实验,对其施加入土壤之后各组分之间的相互作用展开研究,明晰其对污染土壤Cd有效性的调控机制及对原生土壤微生物群落的影响;通过水稻盆栽实验,了解其对水稻各生育期的根际土壤Cd形态转化及水稻Cd积累的影响。主要研究结果如下:（1）以Bacillus sp.K1与磁性秸秆生物质炭作为原料制备的磁性生物质炭-细菌复合材料（MBB）吸附水溶液Cd（II）与降低土壤有效态Cd效果最好。在10mg kg-1的Cd（II）溶液中可去除87.19%的Cd（II）,并可在短期内降低1.6 mg kg-1Cd污染土壤中90.32%有效Cd。对其进行形貌表征发现,该材料内部以生物质炭作为骨架,负载的Fe3O4与细菌分布于生物质炭的表面及孔隙中,外部以交联化的海藻酸钠为膜。（2）水溶液吸附实验结果表明,MBB可有效吸附水溶液中的Cd（II）。MBB对Cd（II）的最大吸附容量为21.50 mg g-1,与磁性生物质炭相比去除能力提高了230%。MBB通过表面官能团的离子交换和沉淀作用对Cd的吸附,Bacillus sp.K1提供了-NH2和-OH等新的生物吸附位点,从而显着提高了Cd（II）的去除能力,此外,Fe3O4表面形成的羟基络合物也是MBB提高Cd（II）吸附能力的重要因素。（3）土培实验结果表明,MBB在湿润（好氧）和淹水（厌氧）土壤条件下都可有效降低土壤Cd有效性,改变土壤Cd形态。湿润条件下,MBB和SBB（秸秆生物质炭-细菌复合材料）对土壤中Cd的固定与生物质炭的碱性性质和添加细菌的生物吸附作用有关。在淹水条件下,MBB更能降低土壤有效态Cd含量,MBB处理在淹水状态可形成更多的次生铁氧化物,其与Cd的结合可以将土壤酸提取态Cd转化为残渣态。湿润条件下,p H是影响微生物群落（尤其是Bacillus）的最关键因素,SBB处理土壤p H值最高,其Bacillus sp.K1的相对丰度也增加最大。在淹水条件下,微生物量碳的含量与土壤微生物群落的变化相关性最大。MBB增加了土壤微生物量碳的含量,增加了接种细菌Bacillus sp.K1在土壤中相对丰度,改变了土壤微生物群落结构。然而,利用生物质炭接种外源微生物提高了其在土壤中的相对丰度,也增加了土壤中微生物的数量,但由于本地微生物与接种菌株之间的竞争,短期内对土壤微生物多样性产生不利影响,MBB与SBB的添加均降低了土壤微生物的α-多样性。（4）盆栽实验结果表明,1%的MBB可显着提高根际土壤p H,并能短时间提高根际土壤的DOC,并可促使根际土壤中酸提取态Cd更多的转化为残渣态Cd,间接降低Cd转移到水稻的风险。在1%MBB处理中Bacillus属的丰度相比于对照提高了156.57%,这可能是Bacillus sp.K1在土壤定殖所导致的。此外,在水稻成熟期,细菌单独接种的处理有效态Cd与酸提取态Cd含量相比对照已无明显差别。MBB的添加略微增加水稻生物量与籽粒的重量,有效地减少了水稻各器官,尤其是籽粒中Cd的积累,且MBB根表铁膜中Fe的含量显着增加,Cd含量略微下降。本论文的研究表明:制备磁性生物质炭-细菌复合材料可极大的提高生物质炭材料本身的吸附能力。并在淹水条件下展现出最优异的土壤Cd污染修复能力,该复合材料还能降低水稻中的Cd积累,具体作用包括:改善营养状况促进水稻生长;改善根际环境,增强根际中Cd的固定,降低Cd的移动性与生物有效性;促进根表铁膜的形成,阻控根系对Cd吸收。微生物与生物质炭协同可有效的将Cd原位固定,该方式可为农业废弃物的利用、土壤重金属污染修复提供一个新的思路。
雷小琴[4]（2021）在《非稳态pe+pH下水稻土中S形态变化对Cd有效性的影响机制》文中提出水稻土是较为特殊土壤类型,由于受淹水（还原）和落干（氧化）等干湿交替过程、水稻根系泌氧及施肥等生产活动的影响,水稻土的pH和Eh值经常处于非稳态,非稳态pH和Eh又驱使稻田土壤发生的一系列物理/化学作用,造成了水稻土中复杂的Cd形态与有效性转化过程。目前,国内外针对稻田土壤中Eh或pH单一变化条件下重金属的形态、有效性变化的研究比较多,然而针对不同性质的稻田土壤在非稳态pe+pH条件下,S形态转化驱动的机制、影响因子及其对Cd形态与有效性的影响还缺乏系统、深入的研究。此外,我国土壤硫素缺失现象较为严重,针对土壤中施加硫肥增加水稻产量的方面已有研究,但关于硫肥施加驱动土壤中影响Cd有效性及其影响机制的研究还较少。本研究围绕非稳态pe+pH条件下Cd污染稻田土壤,从土壤S形态转化驱动机制对稻田土壤Cd有效态以及水稻Cd吸收影响的角度,对稻田土壤中Cd形态转化与影响因子等进行了较深入的研究,以期为我国稻田Cd污染的防控提供参考。本研究取得主要结论如下:（1）土培试验中通过淹水处理下能使酸性土壤pH上升,碱性土壤pH下降,最后均趋于中性;同时Eh值下降,pe+pH值均不同幅度的降低,土壤中可交换态Cd比例降低,在不同土壤中降低效果为碱性>中性>酸性。（2）在施硫和水分处理下,均能够使得土壤的pe+pH值显着下降,显着影响有效态Cd含量,以及水稻植株茎叶Cd含量,干湿交替处理的降低效果更为明显。不同土壤中施硫处理也能不同程度地降低土壤中有效态镉（Cd）含量以及分蘖期、成熟期植株中的镉（Cd）含量。（3）在不同性质的土壤中,不同特征微生物丰度各不相同。清苑土壤中的酸杆菌门Acidobacteria相对丰度较湘潭和浏阳土壤中的少。施硫处理和干湿交替处理能够显着增加土壤中的微生物群落多样性。pe+pH值下降显着影响土壤中的优势种群,长期淹水处理下,土壤中的厌气菌如Bacteroidia的相对丰度会不同程度的增加,而好氧细菌如硫还原菌Desulfobacterota、Planctomyces的相对丰度减少。施硫处理下,土壤中嗜酸菌如Acidobacteria的相对丰度会增加。（4）淹水和干湿交替处理均能增加水稻根表铁膜的厚度以及根表铁膜中的Fe、Cd的含量,但干湿交替处理效果最好。施硫处理也能显着促进水稻根表铁膜的形成,且高浓度水平施硫效果较低浓度更好,显着减少土壤中有效态镉（Cd）的含量。（5）淹水和干湿交替处理使得水稻植株处于胁迫状态,增加了水稻植株体内的GSH、PCs的含量。施硫处理也能够显着提升植株体内的GSH、PCs含量。通过相关性分析证明,不同水分处理与土壤pH、Eh、pe+pH均存在显着相关关系;土壤中SO42-、S2-与植株中GSH、PCs存在显着正相关关系,而与土壤中有效态Cd,植株中Cd含量存在显着的负相关关系。施硫处理与土壤pH、pe+pH均存在显着相关关系;施硫处理与土壤中SO42-、S2-、植株中GSH、PCs含量存在显着负相关关系,而与土壤中有效态Cd、植株中Cd含量存在显着的负相关关系。
李传章[5]（2020）在《微生物在重金属复合污染耕地土壤的变化特征及驱动机制研究》文中研究说明由于工业化、城镇化的快速发展,土壤重金属污染已成为我国重要环境问题,严重威胁着土壤生产力、农产品安全以及人体健康。微生物作为土壤生态系统中最活跃、最敏感的指标,在促进土壤质量和植物健康方面发挥着重要的作用。一旦土壤受到重金属污染,不仅会导致微生物群落结构的变化,还会影响到土壤生态系统的功能多样性和多种生物化学过程。为了更好地了解土壤健康状况以及重金属污染与微生物群落间的相互关系,本研究以广西大厂矿区下游典型重金属复合污染耕地为研究对象,采用高通量测序技术,分析微生物多样性、群落结构组成及功能,阐明微生物与重金属的相互作用及机理,为污染耕地土壤环境质量评价和修复提供依据。（1）研究区主要受到了Sb、Cd、As、Zn、Pb五种重金属污染元素的复合污染,其平均含量分别为451.09、7.77、247.96、1182.41、954.35 mg·kg-1,分别有100%、100%、97.5%、80%、75%的点位超过了我国农用地土壤管控标准中的风险筛选值。潜在生态风险评价结果表明研究区耕地土壤总体呈极强生态风险,其中Sb和Cd对其贡献率最高,分别为71.52%、23.02%。从空间分布来看,Cd、Zn含量空间分布一致,在西北部和中部有两个明显的高值区;而As、Sb、Pb含量空间分布一致,自西南向东北降低。从土地利用类型来看,重金属As、Pb、Sb含量均表现为旱地大于水田,分别是水田的1.47、2.03、1.88倍;而Zn、Cd含量均表现为水田大于旱地,分别是旱地的1.32、1.13倍。源解析表明重金属Sb、Pb、As污染主要来源于人类矿业活动的输入,而Cd、Zn污染是人类矿业活动输入和自然因素综合作用的结果。土壤重金属污染的同时,也带来土壤的酸污染,从而导致土壤重金属有效态含量变异增强。Cd、Pb、Zn三种有效态重金属的变异程度与对应的全量相比,均表现为明显增大。无论水田还是旱地,有效态Cd、Pb、Zn含量均与重金属As、Sb、Pb全量以及pH呈显着相关性,其空间分布格局相似。有效态Zn、Cd、Pb含量在旱地土壤中的平均含量明显高于水田,分别为水田的3.75、1.96、4.25倍;而有效态Sb含量表现为水田大于旱地。（2）重金属复合污染水田土壤中,细菌群落的优势门为变形菌门（Proteobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、酸杆菌门（Acidobacteria）和放线菌门（Actinobacteria）,平均丰度之和为80.73%;未定名酸杆菌纲（norank＿c＿Acidobacteria）、厌氧绳菌目（Anaerolineales）和根瘤菌目（Rhizobiales）为优势菌目,平均丰度分别为10.38%、10.09%和5.00%。真菌群落中,子囊菌门（Ascomycota）是绝对的优势门,平均丰度为77.20%;群落优势目为肉座菌目（Hypocreales）、粪壳菌目（Sordariales）、未分类真菌（unclassified＿k＿Fungi）和未分类子囊菌门（unclassified＿p＿Ascomycota）,平均丰度分别为31.48%、12.91%、10.71%和10.04%。重金属As、Sb、Pb以及有效态Cd、Zn污染对水田微生物群落结构和多样性影响较大,而细菌绿弯菌目（Chloroflexales）、芽单胞菌目（Gemmatimonadales）、粘球菌目（Myxococcales）、索利氏菌目（Solibacterales）、Subgroup＿7以及真菌伞菌目（Agaricales）对其有较强的耐性。细菌酸微菌目（Acidimicrobiales）、盖勒氏菌目（Gaiellales）、norank＿c＿S085、土壤红杆菌目（Solirubrobacterales）可能减少稻米中Cd的富集,而芽单胞菌目、粘球菌目、索利氏菌目以及真菌隐真菌门（Rozellomycota）可降低稻米As的富集。（3）重金属复合污染旱地土壤中,变形菌门、绿弯菌门、酸杆菌门和放线菌门也是最优势的细菌门,平均丰度之和为76.78%;优势菌目为未定名酸杆菌纲、根瘤菌目、芽孢杆菌目（Bacillales）、厌氧绳菌目,平均丰度分别为9.09%、6.84%、5.75%和5.19%。真菌群落中,子囊菌门的平均丰度最高,为63.35%;肉座菌目、被孢菌目（Mortierellales）为优势真菌目,平均丰度分别为29.81%和18.68%。重金属有效态Cd、Pb、Zn对旱地微生物群落结构和多样性影响较大,而细菌酸杆菌目（Acidobacteriales）、芽单胞菌目、JG30-KF-AS9、纤线杆菌目（Ktedonobacterales）、粘球菌目、浮霉菌目（Planctomycetales）、索利氏菌目、Subgroup＿7以及真菌银耳目（Tremellales）对其有较强的耐性。pH和有机质等理化性质在调节微生物对重金属污染的适应中发挥重要作用。（4）水田和旱地中的微生物多样性和群落结构均存在显着差异。旱地和水田共有的细菌OTU数目占比82.19%,而真菌仅47.65%。细菌厌氧绳菌目、粘球菌目、norank＿c＿KD4＿96、norank＿c＿SBR2076、43F-1404R、除硫单胞菌目（Desulfuromonadales）、酸性铁菌目（Acidiferrobacterales）、norank＿c＿Subgroup＿7以及真菌未分类子囊菌门、未分类粪壳菌目、未分类伞菌纲和伞菌目等在水田土壤中明显富集。而细菌芽孢杆菌目、根瘤菌目、红螺菌目（Rhodospirillales）、微单胞菌目（Micromonosporales）、硫还原菌目（Desulfurellales）以及真菌被孢霉目（Mortierellales）、银耳目、炭角菌目（Xylariales）和未分类座囊菌纲（unclassified＿c＿Dothideomycetes）等在旱地土壤中明显富集。（5）重金属复合污染耕地土壤共发现来自6类代谢通路的41个子功能类群,碳水化合物代谢（Carbohydrate metabolism）、氨基酸代谢（Amino acid metabolism）、膜运输（membrane transport）是细菌群落中主要的代谢功能。重金属污染是驱动细菌代谢功能变化的主要因子,旱地土壤细菌的重金属抗性功能为多糖的生物合成和代谢（Glycan biosynthesis and metabolism）、细胞的运动性（Cell motility）和次级代谢物的生物合成（Biosynthesis of other secondary metabolites）,其与大多数重金属指标呈显着正相关;而Cd、Zn是影响水田土壤细菌代谢功能的主要元素,其主要抗性功能为氨基酸代谢（Amino acid metabolism）、外源性生物降解与代谢（Xenobiotics biodegradation and metabolism）、类脂物代谢（Lipid metabolism）和次生代谢物的生物合成（Biosynthesis of other secondary metabolites）。重金属复合污染耕地土壤真菌群落可归类于8个生态功能群,其在旱地和水田土壤中的平均丰度差异较大,旱地土壤中真菌未定义（Unassigned）生态功能群的占比为19.83%,而水田土壤中达42.82%。旱地土壤真菌优势生态功能群为腐生菌群（Saprotroph 27.65%）、病理寄生-腐生-共生菌群（Pathotroph-Saprotroph-Symbiotroph 26.83%）、病理寄生-共生菌群（Pathotroph-Symbiotroph 17.65%）;而水田土壤中真菌优势生态功能为腐生菌群（29.46%）和病理寄生-腐生-共生菌群（18.21%）。旱地和水田中各生态功能群变异程度均较大,且各生态功能群对土壤环境因子响应不同,土壤理化性质的影响大于重金属。水田病理寄生-腐生-共生菌群对重金属Cd和Zn有较强耐性;而旱地共生菌群与重金属有效态含量呈显着正相关。
郁培义[6]（2020）在《褐环乳牛肝菌（Suillus luteus）强化马尾松修复污染土壤铅锌效应及机理》文中进行了进一步梳理马尾松（Pinus massoniana Lamb.）,松科常绿乔木,中国南部主要材用及荒山绿化造林重要树种。该树种抗逆性强,根系发达,且易形成外生菌根,而外生菌根菌可通过多种作用方式,促进植物生长和对重金属的吸收,提高植物对重金属污染的修复效率,使其成为重金属污染矿区植物修复的先锋树种。为了解马尾松—菌根菌联合修复重金属污染土壤的潜力、修复机制与机理,以期为植物-菌根菌联合修复重金属污染土壤实践应用提供基础理论与技术指导,本文以马尾松及其重要共生菌褐环乳牛肝菌（Suillus luteus）为研究对象,从个体生长形态结构变化,生理生化特性及其分子水平探讨菌根菌、马尾松个体及其共生体系对重金属胁迫的响应规律及调控机理。主要研究结果如下:1、采用扫描电镜及X射线能谱仪、原子吸收法等分析方法,测定分析重金属Pb、Zn胁迫下褐环乳牛肝菌菌丝体的生长、形态结构变化、对重金属Pb、Zn吸附和富集能力、菌体抗氧化能力以及有机酸分泌等内容。结果表明:褐环乳牛肝菌对Pb和Zn均具有较强的抗性和吸附富集能力,且对Zn耐受性强于Pb。Pb胁迫浓度为50、200、500 mg/L时,褐环乳牛肝菌丝体生物量较对照分别降低了 41.46%、51.22%和75.61%;相同浓度Zn胁迫下,菌丝体生物量较对照降低了 25%-60%。菌丝吸附和富集Pb和Zn后,菌丝体结构明显遭到破坏,利用X射线能谱仪（EDS）进行元素扫描发现,Pb和Zn的质量分数分别为4.6%和1.9%。不同浓度（50、200、500mg/L）Pb、Zn胁迫下褐环乳牛肝菌对Pb的富集量分别为35.56 μg/g,165.88 μg/g和188.57 μg/g;Zn的富集量分别为312.2μ g/g、343.2μg/g和425.56 μ g/g。同时,菌丝培养液具有较强的抗氧化和自由基清除能力,总体抗氧化能力（ABTS）与不同浓度Pb浓度呈显着负相关（R=-0.74）,不同浓度的Zn处理均明显提高了褐环乳牛肝菌菌体SOD、CAT以及自由基清除能力。不同浓度重金属Pb和Zn处理下培养液pH值均明显低于对照,主要与酒石酸和草酸的分泌量有关。2、采用盆栽构建马尾松-外生菌根菌共生体系,观测分析褐环乳牛肝菌对重金属Pb、Zn胁迫下马尾松种子萌发、幼苗生长、幼苗生理生化特性及根际土壤重金属形态的影响。结果显示:1)褐环乳牛肝菌菌丝可以缓解重金属毒性,促进马尾松种子萌发。Pb浓度达到800mg/kg时,未接菌处理种子丧失萌发力,而接菌种子萌发率仍有36.67%;低浓度Zn有利于提高马尾松种子的发芽率,Zn浓度为400mg/kg时,接菌处理马尾松种子的发芽率最高达86.67%,而未接菌种子萌发率仅为60%左右;2)接种外生菌根菌能促进马尾松幼苗生长与根系发育。Pb胁迫浓度为0、50、200、500mg/kg时,菌根化幼苗的株高分别比不接菌幼苗增加了 10.27%、19.68%、4.67%和12.43%;不同浓度Zn胁迫下,接菌处理比不接菌增加16.86%、17.31%、8.57%和7.07%。接菌幼苗的地径、根冠比均较不接菌幼苗显着增加,同时,促进根系发育、提高根系活力,如不同浓度Zn胁迫下,接菌幼苗侧根数较未接菌幼苗增加了 5.70%-107.1%,根系活力较未接菌幼苗提高23.74%-163.62%;3)接种外生菌根菌可以提高细胞渗透调节物质含量,如游离脯氨酸、可溶性糖和可溶蛋白含量,提高POD和SOD氧化酶活性,以及叶绿素含量,降低丙二醛含量。而丙二醛含量与苗高、根系菌丝侵染率、类胡萝卜素含量、根系活力和POD活性之间呈极显着的负相关关系,相关系数分别为:-0.709,-0.784,-0.802,-0.699和-0.734;4)接种外生菌根菌后马尾松根际土壤重金属化学形态发生变化。与未接菌相比,菌根化马尾松幼苗根际土壤酸溶态Pb含量明显增加,可还原态和残渣态Pb含量降低;酸溶态Zn含量升高,可还原态Zn降低,可氧化态Zn呈先上升后下降的趋势;Pb和Zn复合胁迫下以酸溶态和残渣态为根际土壤重金属主要形态。3、基于马尾松根系和叶的RNA-Seq转录组测序,比较分析接菌与未接菌马尾松幼苗在重金属胁迫下的差异表达基因,结果表明:重金属胁迫下菌根化马尾松幼苗叶片和根系转录组测序产生了 606,276,306bp高质量clean reads,共得到309,172条Unigene,对其进行差异基因筛选,共发现28,414个差异基因。其中,上调基因11023条,下调基因17391条。差异基因GO功能注释结果表明接菌马尾松幼苗叶片的DEGs主要参与生物过程,分子功能主要为离子结合和催化反应。接菌马尾松根系差异基因除了以上功能外,参与的生物过程还包括防御响应、胁迫信号的接收及传导和氧化防御酶系统等相关功能。差异基因通过KEGG代谢途径注释,综合分析菌根化马尾松Pb和Zn吸收转运、外排及抗氧化酶关键基因表达模式及其通路,初步确定了重金属在菌根化马尾松体内转运相关调控基因,即重金属跨膜运载蛋白家族ZIP、YSL、NRAMP和TGA相关的基因、参与调控重金属外排的ABC转运家族蛋白基因以及PCs、MTP和BIP3等代谢过程的关键基因、菌根化马尾松响应胁迫的抗氧化机制酶（SOD、POD和CAT）相关基因,以及渗透保护物质相关的基因PROT1,PERK13和HSP83等。RT-qPCR验证结果表明利用RNA-Seq技术对重金属胁迫下菌根化马尾松转录组测序以及差异基因的筛选是可行的。4、利用Illumina Miseq高通量测序平台,采用高通量测序16 s rRNA和18s rRNA,综合分析铅锌尾矿区共生体系根际土壤理化性质及重金属在植物体内富集迁移能力及其土壤微生物多样性及群落结构变化,探讨共生系统对矿区重金属耐受机理及富集潜能以及对重金属污染土壤环境的适应性。主要研究结果:1)接种外生菌根菌马尾松根际土壤总碳/总氮、水分含量、有效氮、磷、钾均显着高于未接种外生菌根真菌马尾松根际土（p<0.05）,而土壤pH、容重以及土壤重金属含量呈现相反的趋势;2)接种外生菌根菌马尾松根系中积累的重金属明显高于未接种处理,而在茎叶呈相反的趋势（p<0.05）。土壤细菌群落隶属于23门,70纲,115目,201科,363属。接种或不接种外生菌根菌以及裸土中的细菌群落结构差异明显,但根际土和非根际土无明显差异,LEFSe分析表明,Acidobacteria,Actinobacteria 和 Proteobacteria 是导致这种差异的优势菌群。3)对接种和未接种外生菌根菌马尾松根际土壤真菌群落研究表明,根际土壤真菌隶属6个门,25纲,65目,115科,150属,其中,优势门为 Chytridiomycota（50.49%）,Ascomycota（38.54%）和 Basidiomycota（9.02%）,接种处理Suillus,Paraglomus,Agaricus和Tulasnella的相对丰度最高。接种外生菌根菌后群落结构发生了显着变化,这与土壤含水量、碳氮比、容重、速效钾和土壤酶呈极显着的相关关系有关。综上所述,本研究阐明了褐环乳牛肝菌对重金属Pb和Zn具有较强的耐受性以及吸附富集能力、促进了马尾松生长、生理生化抗性、重金属在植物体内转运调控关键基因的表达以及改善矿区植物根系土壤微环境,促进植物的生长适应性。为利用外生菌根-植物联合修复技术在矿区中的应用提供理论和技术支撑。
方丹丹,张立志,王强[7]（2021）在《超顺磁性纳米材料对镉污染稻田土壤微生物和酶的影响》文中提出以磁性纳米Fe3O4和羟基磷灰石等为原料,制备出超顺磁性纳米Fe3O4-磷酸盐功能化材料（MFH）,通过在镉污染稻田土壤中投加MFH,对土壤进行磁选修复.选择对Cd具有高、低富集两种水稻,在修复后土壤中进行盆栽试验,研究MFH磁选修复对土壤微生物和酶的影响,探究该材料应用于农田镉污染修复的可能性.结果表明,施用MFH修复镉污染土壤,对Cd污染土壤有较好的修复效果,土壤中总Cd和有效态Cd浓度有了明显降低,总镉去除率为38.9%,有效镉下降率为27.3%,并且两种水稻籽粒中Cd含量均显着降低.采用MFH磁选修复土壤镉后,在两种水稻拔节期、抽穗期和成熟期土壤微生物群落多样性、群落丰富度均有所降低;栽培Cd高富集的玉针香水稻品种的处理在拔节期和抽穗期稻田土壤优势细菌Firmicutes丰度显着增加.采用MFH磁选修复土壤镉后,在两种水稻拔节期、抽穗期和成熟期土壤脲酶活性、过氧化氢酶活性以及土壤过氧化物酶活性均得到了提高;栽种Cd高富集品种玉针香的土壤POD酶活性比栽种低富集品种湘晚籼13号的土壤POD酶活性要略高,而脲酶活性则相反.
王慧敏[8]（2020）在《镉胁迫下蒙脱石对细菌重金属及抗生素抗性机制调控研究》文中研究指明镉（Cd）作为一种剧毒重金属元素,在环境介质中具有较高的背景值,备受关注。长期Cd胁迫会对微生物产生威胁,诱导细菌产生重金属及抗生素抗性。抗性于细菌而言是一种有效的生存机制,却可能造成抗生素抗性基因（ARGs）的传播与扩散,从而威胁生态系统及人类健康。粘土矿物为土壤中最活跃的组分,常与重金属、微生物共存于污染土壤中,且三者间存在复杂的界面作用。因此,粘土矿物在重金属胁迫下可能会通过调节细菌基因表达来影响抗性,并在ARGs产生和传播过程中起重要作用。本文主要从以下方面展开研究:1、以Cd为诱导剂,对自然环境中筛选出的金黄杆菌属Chryseobacterium sp.WAL2在有无蒙脱石（Mt）存在条件下,进行12 d的浓度梯度诱导(16、32、64、128μg?m L-1)。研究表明在Mt、Cd和WAL2的相互作用下,Mt-WAL2复合体吸附大量的Cd（67.6-82.1%）,使细菌处于更恶劣的环境。然而,Mt通过刺激细菌抗性机制的运行,最终增强了对Cd的抗性:Mt增加了与离子转运相关的基因表达,促进了Cd的摄取;Mt刺激了与外排泵相关基因的表达,积极调节细胞氧化应激（如谷胱甘肽）和Cd积累（如半胱氨酸）过程。此外,与胞内代谢过程相关的基因表达被加强,加速并驱动了电子传递;Mt增强了与DNA复制和其他生物过程相关基因的表达以维持细胞活力。2、以Cd为诱导剂,对实验室模式菌株大肠杆菌Escherichia coli（E.coli）在有无Mt存在条件下,进行15 d的浓度梯度诱导(16、32、64、96、128μg?m L-1)。RNA-seq结果表明Cd能诱导与青霉素、四环素、大环内酯、氯霉素等抗生素及多药外排、多药耐药等抗性相关基因的上调表达,Mt对此上调表达具有削弱效应。MIC及q RT-PCR结果也印证了Cd能胁迫E.coli抗生素抗性的产生且Mt能减弱这种抗性。进一步分析生物学功能,提出了Cd胁迫下Mt对大肠杆菌ARGs产生的独特机制:Mt通过缓解细胞壁膜、蛋白合成、转运系统、信号转导、能量供给过程相关基因的表达水平来降低抗生素抗性。因此,这项研究不仅从分子生物学角度为重金属的环境治理提供了新的思路,还突出了粘土对重金属引发的ARGs所带来的环境压力和生态风险具有缓解作用这一新的主题。
王铁军[9]（2020）在《重金属钝化细菌Enterobacter bugandensis TJ6与钙多肽联合对小麦吸收镉的协同阻控效应及机理研究》文中认为重金属污染土壤修复是一个世界难题,而中轻度重金属污染耕地的“边修复边生产”更是粮食生产和食品安全的重要研究方向和现实需求,高效环保的原位钝化修复成为优选方案。由于许多钝化剂会导致新的土壤污染、破坏土壤结构甚至抑制作物生长,微生物钝化成为新的研究方向。而微生物菌株由于种群优势和环境因子变化等问题会造成钝化效果的不确定性,多元化技术集成的联合修复成为首选。基于此,从小麦主产区镉污染土壤筛选出具有生态适应性的高效原位钝化菌株Enterobacter bugandensis TJ6,并将TJ6与课题组研发的蛋白多肽（钙多肽,CPP）进行联合使用,所使用的钙多肽本身具有羧基、巯基等基团,可结合重金属为金属盐沉淀,具有化学钝化效应。而且钙多肽所有成分均可促进微生物和植物生长,无残留、无长期施加的负面累加效应,是一种新的多功能钝化剂。经过扫描电镜图像、X-射线衍射镉盐晶体形态、红外光谱基团分析等解析溶液条件下钝化镉的机理;通过高通量和宏基因组测序研究盆栽条件下的土壤微生态种群变化及其协同阻控机理,以及从蛋白质组学角度研究水培条件下TJ6+CPP对降低小麦根部镉吸收量的分子机理,探究TJ6与钙多肽联合对小麦吸收镉的协同阻控效应及机理。形成既具有生物钝化,又具有化学钝化的新复合技术,两者联合达到协同增效作用。以期为镉污染土壤的钝化修复建立新的技术思路。具体研究如下:（一）为了解重金属对小麦根际土壤可培养细菌和重金属固定细菌群落的影响以及高效原位钝化菌株的筛选及其功能特性探究:采集河南省新乡市郊区不同浓度Cd污染小麦根际土3份,通过可培养分离技术和溶液吸附实验比较其重金属固定细菌的群落差异,发掘微生物资源。结果表明,高浓度Cd(25.3 mg kg-1)污染土壤所种植小麦的根际细菌以β-Proteobacteria为优势门,Acinetobacter、Brevundimonas、Serratia、Arthrobacter和Pseudarthrobacter为优势属;而低浓度Cd(0.6 mg kg-1)污染土壤所种植小麦的根际细菌以Firmicutes为优势门,Bacillus为优势属。基于小麦根际微生物种群与小麦的生态学关系,考虑未来可人工培养和推广应用,将分离纯化的细菌进行定向筛选（吸附镉、铅能力、耐受重金属、促生能力、产脲酶能力）得到3株细菌:Rhodobacter xinxiangensis TJ48T（新种）、Enterobacter bugandensis TJ6和Bacillus megaterium HD8,系统分析测定表明,TJ6和HD8的产脲酶能力分别为46.5 m S cm-1min-1 OD-1600和33.2 m S cm-1 min-1OD-1600,且均能产生IAA（吲哚乙酸）、铁载体和ACC脱氨酶,表明具有可促进作物生长的生理基础,同时经过含有Cd 3 mg L-1的砂培“小麦-菌株”匹配实验表明,菌株TJ6显着增加了小麦（郑麦3号）地上部（47.8%）和根部（26.1%）的生物量（干重）,显着降低了小麦地上部（降48.5%）和根部（降57.5%）Cd的含量,这表明TJ6菌株对镉离子具有良好的钝化效应和促进作物生长的双重功能,并且本身来源于小麦根际,具有生物安全性、生态适应性。（二）根据微生物原位钝化技术要求,设计了TJ6、TJ6+CPP试验组,系统研究该试验组对镉离子浓度为3 mg L-1的吸收效应,探索溶液状态下的原位钝化机理,并在土培条件下检验对镉离子浓度为2.7 mg kg-1土壤的钝化效应。结果表明,TJ6具有抗高浓度重金属的能力:Cd(500 mg L-1)、Pb(2300 mg L-1)、Cu(500 mg L-1)和Zn(900 mg L-1),在溶液静置的钝化实验下,TJ6和TJ6+CPP均能显着降低溶液中Cd的含量,降低强度达到73%-83.7%,同时可提高溶液的p H（从7.01到8.02-8.25）和NH4+的浓度（4.16-5.82倍）;TJ6+CPP比TJ6具有更强的镉去除能力。通过扫描电镜、红外光谱和X衍射分析表明,TJ6和TJ6+CPP能够能够大量钝化镉离子的机理是通过细胞壁吸附、胞内富集和诱导Cd CO3沉淀来降低溶液中Cd的含量,其中诱导Cd CO3矿化沉淀是菌株TJ6和TJ6+CPP的主要钝化方式;基于小麦生长于土壤环境和TJ6+CPP组合在溶液条件下的钝化效率,将TJ6和TJ6+CPP进行30天的纯土壤培植实验以检验其对土壤中镉离子是否具有钝化效应,结果表明,TJ6+CPP能够降低土壤中有效态Cd的含量,可达到41.5%,同时提高土壤中碳酸盐结合态和残渣态Cd（33.8%和26.7%）的含量,并且TJ6+CPP还能够显着提高土壤中产脲酶细菌的数量和p H值（由6.42提高到7.34）,这有利于土壤中镉离子碱性钝化（水解为氢氧化态进而转化为氧化态）。同时也表明,TJ6与钙多肽联合具有钝化镉离子的生化基础,两者联合具有协同增效作用。（三）基于小麦的常规种植背景,以盆栽(土壤镉浓度分别为0,1,3 mg kg-1)实验为基础,研究TJ6+CPP对小麦吸收镉的协同阻控效应以及调控土壤微生物种群结构与机理:试验表明,处理组TJ6、CPP和TJ6+CPP均能显着性提高小麦籽粒（18.2%-45.9%）、根（26.3%-38.1%）和地上部位（21.6%-48.6%）的生物量,具有促进小麦生长功能,并显着性降低小麦籽粒（26.5%-65.3%）、根部（17.2%-55.2%）和地上部中Cd的相对含量（22.1%-31.6%）,尤其TJ6+CPP阻控小麦吸收Cd的作用最好,可将污染土壤(镉浓度为1 mg kg-1)中所种植出的小麦籽镉含量降低到0.17 mg kg-1,完全达到甚至低于国家小麦食用安全标准（GB 2762-2017）0.2 mg kg-1,实现种植出安全农产品目标,而常规组合对照的小麦籽粒镉含量为0.49 mg kg-1,超过国家限量的二倍多。通过研究CPP、TJ6和TJ6+CPP处理组合对土壤微生态调控效应表明,三种处理均能提高小麦根际土壤的p H值（由6.72提高到7.02-7.16）和有机质含量（12.3%-50.2%）以及降低根际土壤中较大粒径的团聚体含量,增加较小粒径的团聚体,并且显着降低小麦根际土中Cd的DTPA提取态（有效态）的含量（17.6%-60.9%）。此外,三种处理均能显着提高小麦根际土壤中脲酶活性（42.5%-79.6%）、产脲酶细菌比例、ure C基因丰度、NH4+-N和NO3--N的含量以及NH4+/NO3-的比值。16S RNA高通量测序表明,处理组CPP对小麦根际微生物群落多样性无显着影响,而处理组TJ6和TJ6+CPP显着提高Chloroflexi、Cyanobacteria、Verrucomicrobia的丰度,显着降低Proteobacteria和Actinobacteria的丰度。宏基因组测序表明,处理组TJ6和TJ6+CPP通过提高小麦根际土壤中单胞菌属、丰佑菌属、节细菌属等的丰度和降低纤维堆囊菌属、类诺卡氏菌属、溶杆菌属和游动放线菌属的丰度,以此提高微生物的氨基酸合成途径、群体感应水平、天门冬氨酸和谷氨酸代谢和甘氨酸、丝氨酸和苏氨酸的代谢,并降低了嘌呤代谢途径和氧化磷酸化途径,相互协同的微生态调控达到阻控小麦对Cd的吸收。（四）为进一步揭示TJ6+CPP组合降低小麦根部吸收镉的机理和阻控镉从小麦根部向地上部分转运的分子机理,借助非标记定量蛋白质组学技术,在排除土壤微生态影响下,进行小麦水培试验。结果表明,在1 mg L-1Cd胁迫下,与对照相比,处理组CPP、TJ6和TJ6+CPP均能显着提高小麦根部（7.5%-31.3%）和地上部的生物量（15.5%-72.1%）,均能显着降小麦根部和地上部Cd的含量,最高可达到50.9%。处理组TJ6+CPP对小麦的促生能力和降低Cd吸收的能力要显着高于处理组CPP和TJ6。同时,处理组TJ6和TJ6+CPP能够显着增强小麦叶片SOD（42.7%-67.8%）和POD（75.6%-151%）的活性;经过差异蛋白GO富集分析表明,TJ6能够提高小麦根的过氧化物酶和氧化还原酶等酶的活性,提高DNA的复制和蛋白质的翻译水平,保护小麦根部DNA免受损伤,进而提高小麦对重金属的抗性和耐受性。另一方面,接菌TJ6通过降低小麦根部MAP激酶活性、转氨酶活性和催化蛋氨酸和ATP生成S-腺苷蛋氨酸等蛋白的表达,来降低转运酶的活性,从而降低小麦对重金属的转运能力。CPP首先提高了小麦根的过氧化物酶和氧化还原酶等酶的活性,进而提高小麦对重金属的抗性和耐受性,然后通过改变小麦根部膜的结构和根细胞内转运蛋白,阻控小麦对Cd的吸收。TJ6+CPP主要通过提高小麦根DNA的复制和蛋白质的翻译水平,保护小麦根部DNA和染色质免受损伤,进而提高小麦对重金属的抗性和耐受性。差异蛋白的KEGG生物学通路富集分析表明,处理组CPP、TJ6和TJ6+CPP主要通过增强α-亚麻酸代谢途径、谷胱甘肽代谢途径、糖酵解/糖异生途径、细胞色素P450对外源性有害物质的代谢途径和植物激素信号转导代谢途径等来提高茉莉酸、脱落酸、过氧化物酶、过氧化氢酶、还原性谷胱甘肽、苹果酸脱氢酶、异柠檬酸脱氢酶的含量,进而增强小麦根对Cd的抗性,阻控Cd进入小麦根内。
宁玉翠[10]（2019）在《镉胁迫下蚯蚓（Eisenia fetida）氧化应激反应及解毒机制研究》文中进行了进一步梳理蚯蚓对多数污染物比其他土壤动物敏感,可作为一种早期预警生物,用来研究和评价土壤污染状况及土壤环境质量。重金属污染的高度隐蔽、不可逆,以及长期、易积累性致使土壤生态系统受到不同程度影响。本研究以赤子爱胜蚓为受试生物,观测了镉胁迫下蚯蚓的中毒症状、行为以及生长抑制率等,测定了蚯蚓体内的氧化应激指标,分析不同胁迫时间和胁迫浓度后的氧化应激响应效应,同时,研究了镉胁迫对蚯蚓头部组织和尾部组织中氨基酸代谢的影响,以及镉胁迫后的蚯蚓体内和土壤中微生物群落的碳源利用变化,并结合氧化应激效应,探明了镉胁迫后的蚯蚓对自身生理机能的驱动机制。同时,借助于宏基因测序,分析了蚯蚓体内微生物群落和土壤微生物群落间的调控机制,揭示镉胁迫下蚯蚓生物体的解毒机制,为镉污染土壤的生态安全风险评价和今后开展受污染土壤的生物修复提供科学依据。具体研究结果如下:（1）蚯蚓对镉胁迫较为敏感,其中毒反应呈现明显的剂量-时间关系。随着镉浓度的增加,蚯蚓受到的毒害程度呈现整体增大,但局部有小幅度降低,当镉的毒害力超过蚯蚓的解毒力时,蚯蚓出现死亡。（2）人工土壤短期试验中,在蚯蚓的尾部组织中能够作为预警指示物、能够灵敏反应机体内氧化应激的主要指标有:CAT、TP、SOD和POD,头部组织中为TP、CAT和POD;长期试验中,尾部组织中的主要指标为GPX和MDA,头部组织中为GPX。自然土壤胁迫试验组的蚯蚓尾部组织中,能够灵敏有效指示其受到重金属镉胁迫的毒性大小的指标有:CAT、TP和MDA;头部组织中则为POD。（3）将改进的因子分析法、主成分分析法与传统生物统计学相结合,以及层次分析法和因子分析法相结合构建了生物标志物筛选模型,利用构建的模型可快速、有效并直观的筛选重金属胁迫下蚯蚓体内主要的氧化应激效应指标,解决了生物标志物的科学筛选和对生态系统污染的准确性和科学性评价。（4）镉胁迫改变了蚯蚓体内的代谢途径,使得氨基酸组分发生变化,同时,也影响了土壤和蚯蚓体内的微生物群落功能多样性,且随着胁迫时间的延长和胁迫浓度增加,蚯蚓会调整自身生理机能（包括体内微生物群落结和自身代谢机制）,同时调控外界环境中微生物群落结构以获取生长所需的物质。本研究表明,蚯蚓头部组织中的天冬氨酸、谷氨酸、胱氨酸、蛋氨酸和组氨酸以及尾部组织中的胱氨酸和苯丙氨酸维持蚯蚓生理代谢,是用以抵御镉胁迫的重要氨基酸组分。碳源2-羟基苯甲酸、γ-羟丁酸、甘氨酰-L-谷氨酸、α-丁酮酸、苏氨酸和α-环式糊精是镉胁迫下蚯蚓维持自身正常生理代谢的重要碳源。（5）通过对镉胁迫后的蚯蚓体内的生理机能变化进行通径分析,揭示了镉胁迫下蚯蚓对自身氧化应激效应和微生物群落功能多样性的驱动过程:50 mg/kg镉胁迫下,蚯蚓体内的AChE可调控微生物群落中分布均匀的非优势种群。100-125 mg/kg镉胁迫下,MDA与微生物群落中的优势种群关系密切,且该种群微生物主要利用碳源D-半乳糖醛酸。250 mg/kg镉胁迫下,蚯蚓体内的微生物群落主要利用甘氨酰-L-谷氨酸合成谷氨酸,供给蚯蚓的脏器用以合成GSH。在高浓度（500 mg/kg）镉胁迫下,蚯蚓体内氧化应激效应主要用于维持自身基本的生理代谢;原生的微生物群落彻底退化,出现耐受重金属镉的先锋种,且该先锋种与GPX和CAT关系密切,主要碳源为甘氨酰-L-谷氨酸。同时,研究发现,在短期胁迫过程中,氧化应激效应比微生物群落对镉胁迫更加的敏感并有效,且氧化应激效应调控蚯蚓体内微生物群落功能多样性,而在长期镉胁迫下,微生物群落功能多样性的变化可能还受到其他因素的调控。（6）将典型相关思想融入TOPSIS法,建立了全新的数学模型,经由不同种类碳源的利用强度分析微生物群落在不同培养期后的变化,寻找敏感的时间节点和浓度节点,确定镉胁迫下的蚯蚓体内微生物群落和土壤中微生物群落间的调控关系,探明微生物随胁迫时间的演替过程。结果发现:短期胁迫试验中,镉胁迫下蚯蚓体内和土壤微生物群落间的调控过程可划分为5个阶段:胁迫1-3天,土壤中微生物群落受蚯蚓体内微生物群落调控;第4天,土壤中微生物群落仍受到镉胁迫的影响;在受镉胁迫5天,蚯蚓体内微生物与土壤中微生物处于稳定期向衰亡期过渡阶段,但在胁迫6-7天,蚯蚓体内微生物群落呈现优势态,形成了对土壤中微生物的主动调控,同时耐受镉的微生物开始出现并增殖;在短期胁迫后期（8-10天）,蚯蚓体内的优势微生物对土壤微生物的调控作用减弱,而土壤微生物群落中的耐镉种群则在这一阶段逐渐进化,适应随时间逐渐增强的镉胁迫。长期胁迫试验表明,土壤微生物群落和蚯蚓体内微生物群落间差异增大,两者之间几乎不存在调控关系。（7）借助于第二代宏基因测序技术,对100 mg/kg镉短期胁迫下的蚯蚓体内和土壤中微生物进行功能基因分析。结果发现,在镉胁迫下的蚯蚓解毒机制中,HBA基因、NEUROD1基因和ABCA3基因为蚯蚓体内微生物群落的调控基因;TC.FEV.OM基因和cheBR基因则为土壤中微生物群落的主要调控基因。同时,研究证实第五调控阶段出现的耐镉微生物为马赛菌属中未命名的新物种。
二、淹水稻田土壤微生物对镉污染毒性的生理生态反应及其抗性czcC基因的克隆与表达（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、淹水稻田土壤微生物对镉污染毒性的生理生态反应及其抗性czcC基因的克隆与表达（论文提纲范文）
（1）钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤Cd污染现状 |
| 1.1.1 土壤Cd污染来源及修复技术 |
| 1.1.2 小麦及小麦田土壤Cd污染现状 |
| 1.2 钝化阻控技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.2.1 碱性Cd污染农田修复中常用的钝化材料及存在问题 |
| 1.2.2 巯基改性材料在Cd土壤污染修复方面的研究进展 |
| 1.3 植物提取技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.3.1 常用的超富集植物及强化植物提取措施 |
| 1.3.2 植物提取技术在弱碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.4 联合阻控技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.5 肥料对小麦Cd吸收和累积的影响 |
| 1.6 国外小麦田土壤Cd污染修复技术研究进展 |
| 1.7 研究目的及意义、研究内容和技术路线 |
| 1.7.1 研究目的及意义 |
| 1.7.2 研究问题及内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 巯基改性粘土对碱性土壤Cd污染钝化阻控效应及机制研究 |
| 第一节 巯基改性粘土对碱性土壤中重金属淋溶行为的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验方法 |
| 2.2.2 样品处理 |
| 2.2.3 数据分析 |
| 2.3 试验结果 |
| 2.3.1 不同淋洗剂对Cd淋出率的影响 |
| 2.3.2 巯基改性粘土对土壤淋出液和重金属含量的影响 |
| 2.3.3 老化时间对巯基改性粘土处理土壤的淋溶行为的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第二节 土壤灭菌处理对巯基坡缕石钝化碱性土壤Cd污染效应的影响 |
| 2.6 引言 |
| 2.7 材料与方法 |
| 2.7.1 试验方法 |
| 2.7.2 样品处理 |
| 2.7.3 数据分析 |
| 2.8 试验结果 |
| 2.8.1 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤重金属含量的影响 |
| 2.8.2 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤细菌群落的影响 |
| 2.8.3 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤理化性质的影响 |
| 2.9 讨论 |
| 2.9.1 土壤灭菌处理不影响巯基坡缕石在碱性土壤中对Cd的钝化作用 |
| 2.9.2 土壤灭菌处理改变土壤细菌群落和土壤理化性质 |
| 2.10 小结 |
| 第三节 巯基坡缕石对小麦Cd累积和土壤团聚体Cd分布的影响 |
| 2.11 引言 |
| 2.12 材料与方法 |
| 2.12.1 试验方法 |
| 2.12.2 样品处理 |
| 2.12.3 数据分析 |
| 2.13 试验结果 |
| 2.13.1 施加巯基坡缕石对小麦Cd吸收和转运的影响 |
| 2.13.2 施加巯基坡缕石对土壤团聚体的影响 |
| 2.14 讨论 |
| 2.14.1 施加巯基坡缕石降低小麦对Cd吸收和转运 |
| 2.14.2 施加巯基坡缕石改变Cd在土壤团聚体中的分布 |
| 2.15 小结 |
| 本章结论 |
| 第三章 EDDS 强化超富集植物对碱性土壤 Cd 污染修复效应及机制研究 |
| 第一节 施加EDDS对孔雀草和美洲商陆Cd积累和生长的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验方法 |
| 3.2.2 样品处理 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 试验结果 |
| 3.3.1 施加EDDS对土壤溶液Cd含量的影响 |
| 3.3.2 孔雀草和美洲商陆的Cd吸收动态变化 |
| 3.3.3 施加EDDS对孔雀草和美洲商陆生长和Cd积累的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第二节 施加EDDS对碱性Cd污染土壤中龙葵修复效率及土壤质量的影响 |
| 3.6 引言 |
| 3.7 材料与方法 |
| 3.7.1 试验方法 |
| 3.7.2 样品处理 |
| 3.7.3 数据分析 |
| 3.8 试验结果 |
| 3.8.1 施加EDDS对龙葵生长和Cd积累的影响 |
| 3.8.2 施加EDDS对土壤溶液重金属含量和理化性质的影响 |
| 3.8.3 施加EDDS对土壤重金属含量和理化性质的影响 |
| 3.9 讨论 |
| 3.10 小结 |
| 本章结论 |
| 第四章 EDDS强化孔雀草提取-巯基坡缕石钝化联合修复Cd污染土壤效应研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验方法 |
| 4.2.2 样品处理 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 试验结果 |
| 4.3.1 联合修复技术对土壤老化阶段土壤溶液的影响 |
| 4.3.2 联合修复技术对小麦Cd吸收和转运的影响 |
| 4.3.3 联合修复技术对土壤性质和Cd形态的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 联合修复技术对土壤理化性质和小麦Cd累积效应的影响 |
| 4.4.2 联合修复效率评价 |
| 4.5 本章结论 |
| 第五章 土施MnSO_4对小麦Cd累积关键部位和离子组学影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验方法 |
| 5.2.2 样品处理 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 试验结果 |
| 5.3.1 土施MnSO_4对小麦Cd和 Mn吸收转运的影响 |
| 5.3.2 土施MnSO_4对小麦离子组学的影响 |
| 5.3.3 土施MnSO_4对土壤性质和重金属含量的影响 |
| 5.4 .讨论 |
| 5.4.1 土施MnSO_4降低小麦对Cd的吸收和转运 |
| 5.4.2 土施MnSO_4改变小麦的离子组学特征 |
| 5.5 本章结论 |
| 第六章 全文结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（2）肠杆菌定殖特征及其对镉污染土壤修复机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤镉污染现状及其危害 |
| 1.1.1 镉污染现状 |
| 1.1.2 镉污染危害 |
| 1.2 土壤镉污染修复技术 |
| 1.2.1 物理、化学修复技术 |
| 1.2.2 生物修复技术 |
| 1.3 绿色荧光蛋白标记技术研究进展 |
| 1.3.1 绿色荧光蛋白简介 |
| 1.3.2 绿色荧光蛋白标记技术的应用 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 参考文献 |
| 第2章 肠杆菌FM-1-GFP标记菌株的构建 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 供试菌株 |
| 2.1.2 供试质粒 |
| 2.1.3 供试引物 |
| 2.1.4 抗生素和主要试剂 |
| 2.1.5 仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 肠杆菌FM-1 感受态细胞的制备与转化 |
| 2.2.2 肠杆菌FM-1 转化子的筛选及鉴定 |
| 2.2.3 肠杆菌FM-1-GFP的荧光检测及稳定性检验 |
| 2.2.4 肠杆菌FM-1-GFP生长曲线测定 |
| 2.2.5 肠杆菌FM-1-GFP耐镉性检验 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 肠杆菌FM-1-GFP的成功转化及培养 |
| 2.3.2 肠杆菌FM-1-GFP的 PCR鉴定 |
| 2.3.3 肠杆菌FM-1-GFP的荧光观察和稳定性检验 |
| 2.3.4 肠杆菌FM-1-GFP生长曲线分析 |
| 2.3.5 肠杆菌FM-1-GFP在不同Cd~(2+)浓度胁迫下的生长情况 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 参考文献 |
| 第3章 肠杆菌FM-1-GFP强化植物修复镉污染土壤的机理研究 |
| 3.1 实验材料与设计 |
| 3.1.1 供试土样 |
| 3.1.2 供试植物 |
| 3.1.3 供试菌株 |
| 3.1.4 实验设计 |
| 3.1.5 实验试剂 |
| 3.1.6 仪器设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 肠杆菌FM-1-GFP在土壤中的定殖 |
| 3.2.2 肠杆菌FM-1-GFP在植物体内的定殖 |
| 3.2.3 植物的生物量测定 |
| 3.2.4 植物根、茎、叶中镉含量的测定 |
| 3.2.5 植物体内IAA、铁含量以及磷素的测定 |
| 3.2.6 根际土壤p H及有效态镉的测定 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 肠杆菌FM-1-GFP在土壤中的定殖能力 |
| 3.3.2 肠杆菌FM-1-GFP在植物体内的定殖 |
| 3.3.3 添加肠杆菌FM-1-GFP对植物生物量的影响 |
| 3.3.4 添加肠杆菌FM-1-GFP对植物体内镉含量的影响 |
| 3.3.5 添加肠杆菌FM-1-GFP对植物体内IAA、铁含量以及磷素的影响 |
| 3.3.6 添加肠杆菌FM-1-GFP对土壤p H及有效态镉含量的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 参考文献 |
| 第4章 添加肠杆菌FM-1-GFP对蔬菜抗氧化酶系统的影响 |
| 4.1 实验材料与设计 |
| 4.1.1 供试土样 |
| 4.1.2 供试菌株 |
| 4.1.3 供试植物 |
| 4.1.4 实验设计 |
| 4.1.5 主要实验试剂 |
| 4.1.6 仪器设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 植物的生物量测定 |
| 4.2.2 植物体内的镉含量测定 |
| 4.2.3 植物的抗氧化酶活性测定 |
| 4.2.4 叶绿素和类胡萝卜素含量的测定 |
| 4.2.5 巯基和谷胱甘肽等植物螯合肽的含量分析 |
| 4.2.6 H_2O_2、MDA和·O_2~-等氧化应激指标测定 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 添加肠杆菌FM-1-GFP对蔬菜生物量的影响 |
| 4.3.2 添加肠杆菌FM-1-GFP对蔬菜体内Cd含量的影响 |
| 4.3.3 添加肠杆菌对蔬菜体内抗氧化酶活性的影响 |
| 4.3.4 添加肠杆菌对蔬菜叶绿素和类胡萝卜素含量的影响 |
| 4.3.5 添加肠杆菌对蔬菜体内谷胱甘肽等植物螯合肽的含量影响 |
| 4.3.6 添加肠杆菌对蔬菜体内H_2O_2、·O_2~-和MDA等活性氧含量的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 参考文献 |
| 第5章 总结、创新点及展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 攻读硕士期间发表的论文 |
| 致谢 |
（3）生物质炭与Bacillus sp. K1协同修复镉污染土壤的机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 农田土壤Cd污染现状与危害 |
| 1.1.1 土壤Cd污染的现状 |
| 1.1.2 土壤Cd污染的危害 |
| 1.2 土壤Cd污染治理手段 |
| 1.3 生物质炭材料的发展及应用 |
| 1.3.1 生物质炭修复Cd污染机理 |
| 1.3.2 生物质炭的铁改性 |
| 1.3.3 影响生物质炭在农田Cd污染修复效率的因素 |
| 1.4 细菌修复 |
| 1.4.1 细菌修复Cd的机理 |
| 1.4.2 细菌修复在土壤污染中的应用 |
| 1.5 生物质炭与细菌共修复 |
| 1.5.1 细菌与生物质炭的相互作用 |
| 1.5.2 生物质炭-细菌复合材料制备方法 |
| 1.6 研究目的与意义 |
| 1.7 技术路线 |
| 2.生物质炭-细菌复合材料的制备与优化 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 菌液制备 |
| 2.1.2 生物质炭的制备 |
| 2.1.3 生物质炭+细菌菌株组合筛选 |
| 2.1.4 生物质炭-细菌复合材料的筛选 |
| 2.1.5 生物质炭-细菌复合材料的形貌表征 |
| 2.1.6 生物质炭-细菌复合材料理化性质分析 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 生物质炭+细菌菌株组合筛选 |
| 2.2.2 生物质炭-细菌复合材料的筛选 |
| 2.2.3 生物质炭-细菌复合材料的表征 |
| 2.2.4 生物质炭-细菌复合材料的理化特征 |
| 2.3 本章小结 |
| 3.生物质炭-细菌复合材料吸附Cd效果及机理 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 吸附材料制备 |
| 3.1.2 吸附实验 |
| 3.1.3 Cd在细菌细胞的分布 |
| 3.1.4 生物质炭-细菌材料的表征 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 p H对吸附Cd影响 |
| 3.2.2 吸附动力学 |
| 3.2.3 等温吸附 |
| 3.2.4 Cd在细菌细胞的分布 |
| 3.2.5 FTIR分析 |
| 3.2.6 XPS分析 |
| 3.2.7 XRD分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4.生物质炭-细菌复合材料降低土壤Cd有效性机制 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 土壤样品 |
| 4.1.2 材料制备 |
| 4.1.3 实验设计 |
| 4.1.4 土壤性质和Cd浓度的变化 |
| 4.1.5 微生物指标 |
| 4.1.6 数据及统计分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 土壤p H的变化 |
| 4.2.2 土壤Cd有效性分析 |
| 4.2.3 土壤Cd的形态分析 |
| 4.2.4 土壤微生物量碳变化 |
| 4.2.5 土壤微生物群落变化 |
| 4.2.6 生物质炭-细菌复合材料与土壤微生物群落的相互作用 |
| 4.3 本章小结 |
| 5.生物质炭-细菌复合材料对水稻Cd积累的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 土壤采集及材料制备 |
| 5.1.2 盆栽实验 |
| 5.1.3 水稻及土壤样品采集 |
| 5.1.4 土壤性质及Cd浓度 |
| 5.1.5 微生物指标 |
| 5.1.6 水稻各部分Cd含量 |
| 5.1.7 水稻根表铁膜中Fe、Cd含量 |
| 5.1.8 数据及统计分析 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 土壤p H及DOC变化 |
| 5.2.2 土壤Cd有效态与形态分析 |
| 5.2.3 土壤酶活性变化 |
| 5.2.4 土壤微生物量碳变化 |
| 5.2.5 土壤微生物群落变化 |
| 5.2.6 水稻株高及生物量变化 |
| 5.2.7 水稻各部分Cd含量 |
| 5.2.8 水稻根表铁膜中Fe、Cd含量 |
| 5.2.9 相关性分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6.总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 研究创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 附录一 实验仪器 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（4）非稳态pe+pH下水稻土中S形态变化对Cd有效性的影响机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 不同水稻土土壤特征 |
| 1.1.2 土壤Cd污染现状 |
| 1.1.3 稻田系统中Cd形态转化的特点 |
| 1.2 不同水分条件对水稻土壤Cd有效性的影响 |
| 1.2.1 不同土壤中不同水分条件对土壤pH、Eh的影响 |
| 1.2.2 不同土壤中不同水分条件对土壤Cd有效性的影响 |
| 1.3 硫对水稻土壤Cd有效性的影响 |
| 1.3.1 水稻土壤硫含量与形态 |
| 1.3.2 水稻土壤硫转化及其对土壤镉的有效性影响 |
| 1.4 硫肥和水分条件对水稻土微生物群落的影响 |
| 1.4.1 硫肥对水稻土中微生物群落的影响 |
| 1.4.2 水分条件对土壤中微生物群落的影响 |
| 1.5 硫肥和水分条件对水稻吸收与累积镉的影响 |
| 1.5.1 硫肥对水稻吸收累积镉的影响 |
| 1.5.2 水分条件对水稻吸收累积镉的影响 |
| 1.6 选题依据以及研究内容 |
| 1.6.1 选题的目的和意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第二章 不同pe+pH对土壤中Cd形态与有效性的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试土壤 |
| 2.2.2 土壤培养试验 |
| 2.2.3 测定项目与方法 |
| 2.2.4 数据与分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 不同水分处理下不同水稻土中pH、Eh变化 |
| 2.3.2 不同水分处理下不同水稻土中Cd组分变化 |
| 2.4 结论与讨论 |
| 2.4.1 讨论 |
| 2.4.2 结论 |
| 第三章 施硫和pe+pH处理对水稻土微生物群落、S及Cd形态转化影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 Cd污染土壤的制备与分析 |
| 3.2.2 水稻盆栽实验设计 |
| 3.3 采样与分析 |
| 3.3.1 土壤样品的采集和pH、Eh的测定 |
| 3.3.2 植株样品的采集与分析 |
| 3.3.3 土壤S和Cd的测定 |
| 3.3.4 土壤SRB和SOB群落变化分析 |
| 3.3.5 统计分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 硫和水分处理对水稻分蘖期和成熟期不同土壤中土壤pe+pH的影响 |
| 3.4.2 硫和水分处理对水稻分蘖期和成熟期不同土壤中DTPA-Cd含量的影响 |
| 3.4.3 硫和水分处理对分蘖期和成熟期水稻植株茎叶Cd含量的影响 |
| 3.4.4 硫和水分处理对成熟期水稻籽粒Cd含量的影响 |
| 3.4.5 硫和水分处理对成熟期不同土壤中土壤SOB、SRB微生物群落的影响 |
| 3.4.5.1 硫和水分处理对成熟期土壤微生物群落丰富度和多样性的影响 |
| 3.4.5.2 硫和水分处理对成熟期土壤微生物群落丰富度和多样性的影响 |
| 3.5 结论与讨论 |
| 3.5.1 讨论 |
| 3.5.2 结论 |
| 第四章 施硫和pe+pH处理对水稻根表微观结构及Cd吸收转运影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验设计 |
| 4.2.2 水稻样品的采集 |
| 4.2.3 水稻根表胶膜浸提及其S、Fe和Cd含量的分析 |
| 4.2.4 水稻根表胶膜形态观察 |
| 4.2.5 数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 分蘖期、成熟期不同水分和施硫处理对植株根表铁膜形成的影响 |
| 4.3.2 分蘖期、成熟期不同水分和施硫处理对植株根表铁膜元素组成的影响 |
| 4.3.2.1 分蘖期不同水分和施硫处理对植株根表铁膜元素组成的影响 |
| 4.3.2.2 成熟期不同水分和施硫处理对植株根表铁膜元素组成的影响 |
| 4.4 结论与讨论 |
| 4.4.1 讨论 |
| 4.4.2 结论 |
| 第五章 不同pe+pH对水稻S与 Cd吸收、转运的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验设计 |
| 5.2.2 测定项目与方法 |
| 5.2.2.1 水稻植株体PCs和GSH分析 |
| 5.2.2.2 水稻植株体S和Cd浓度分析 |
| 5.2.2.3 土壤中S和Cd含量测定 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 分蘖期、成熟期水稻植株体内GSH、PCs含量 |
| 5.3.2 相关性分析 |
| 5.4 结论与讨论 |
| 5.4.1 讨论 |
| 5.4.2 结论 |
| 第六章 全文结论与展望 |
| 6.1 全文结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（5）微生物在重金属复合污染耕地土壤的变化特征及驱动机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 耕地土壤重金属污染及危害 |
| 1.1.1 耕地土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 耕地土壤重金属污染来源 |
| 1.1.3 耕地土壤重金属污染危害 |
| 1.2 耕地土壤微生物群落多样性研究进展 |
| 1.2.1 耕地土壤微生物多样性 |
| 1.2.2 耕地土壤微生物多样性研究方法 |
| 1.2.3 耕地土壤微生物多样性生态服务功能 |
| 1.3 影响耕地土壤微生物多样性的环境因子 |
| 1.3.1 重金属对土壤微生物多样性的影响 |
| 1.3.2 土壤理化性质对土壤微生物的影响 |
| 1.3.3 土地利用方式对土壤微生物的影响 |
| 1.4 土壤微生物对重金属生物有效性的影响 |
| 1.4.1 微生物对土壤重金属的溶解 |
| 1.4.2 微生物对土壤重金属的吸附和富集 |
| 1.4.3 微生物对土壤重金属的转化作用 |
| 1.5 课题目的、研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 1.5.4 创新点 |
| 第二章 土壤重金属污染现状及来源解析研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区概况 |
| 2.1.2 样品采集、保存及制备 |
| 2.1.3 样品分析测定 |
| 2.1.4 评价方法与标准 |
| 2.1.5 数据统计分析 |
| 2.2 结果分析 |
| 2.2.1 研究区土壤理化性质的变化特征 |
| 2.2.2 研究区土壤重金属含量的变化特征 |
| 2.2.3 研究区土壤重金属有效态含量的变化特征 |
| 2.2.4 研究区稻米重金属含量特征 |
| 2.3 结果讨论 |
| 2.3.1 耕地土壤重金属总体污染状况 |
| 2.3.2 耕地土壤重金属污染来源分析 |
| 2.3.3 耕地土壤重金属有效态含量的影响因素 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 微生物在重金属复合污染水田土壤的变化特征及驱动机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样品测定分析 |
| 3.1.2 数据处理分析 |
| 3.2 结果分析 |
| 3.2.1 水田土壤微生物α多样性 |
| 3.2.2 水田土壤微生物β多样性 |
| 3.2.3 水田土壤微生物群落组成 |
| 3.2.4 环境因子与水田微生物群落的相关关系 |
| 3.2.5 微生物对稻米重金属生物富集的影响 |
| 3.3 结果讨论 |
| 3.3.1 环境因子对水田土壤微生物多样性的影响 |
| 3.3.2 水田土壤微生物对重金属污染的适应 |
| 3.3.3 微生物群落对稻米重金属生物富集的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 微生物在重金属复合污染旱地土壤的变化特征及驱动机制 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 样品测定分析 |
| 4.1.2 数据处理分析 |
| 4.2 结果分析 |
| 4.2.1 旱地土壤微生物α多样性 |
| 4.2.2 旱地土壤微生物群落组成 |
| 4.2.3 环境因子与旱地微生物群落的相关关系 |
| 4.2.4 微生物在旱地和水田中的差异 |
| 4.3 结果讨论 |
| 4.3.1 环境因子对旱地土壤微生物多样性的影响 |
| 4.3.2 微生物群落对重金属复合污染旱地土壤的适应 |
| 4.3.3 微生物在旱地和水田中的差异 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 微生物功能在重金属复合污染耕地土壤的变化特征及驱动机制 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 样品测定 |
| 5.1.3 微生物功能预测分析 |
| 5.1.4 数据统计分析 |
| 5.2 结果分析 |
| 5.2.1 土壤细菌代谢功能 |
| 5.2.2 环境因子对细菌代谢功能的影响 |
| 5.2.3 土壤真菌生态功能预测 |
| 5.2.4 环境因子对真菌生态功能的影响 |
| 5.3 结果讨论 |
| 5.3.1 土壤细菌代谢功能及影响因素 |
| 5.3.2 土壤真菌生态功能及影响因素 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.1.1 耕地土壤重金属污染及来源分析 |
| 6.1.2 重金属复合污染水田土壤微生物群落结构特征及其影响因素 |
| 6.1.3 重金属复合污染旱地土壤微生物群落结构特征及其影响因素 |
| 6.1.4 重金属复合污染耕地土壤微生物功能组成及其影响因素 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
（6）褐环乳牛肝菌（Suillus luteus）强化马尾松修复污染土壤铅锌效应及机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染概况 |
| 1.1.1 土壤重金属的来源及现状 |
| 1.1.2 重金属的毒性 |
| 1.1.3 Pb/Zn污染对植物的伤害及机理研究 |
| 1.2 土壤重金属污染修复技术研究 |
| 1.2.1 物理修复技术 |
| 1.2.2 化学修复技术 |
| 1.2.3 生物修复技术 |
| 1.3 外生菌根真菌对植物修复重金属污染土壤的影响 |
| 1.3.1 外生菌根真菌对植物生长的影响 |
| 1.3.2 外生菌根强化植物重金属抗性的生理机制 |
| 1.3.3 外生菌根菌提高宿主植物重金属抗性的分子机制 |
| 1.3.4 外生菌根菌-褐环乳牛肝菌研究概况 |
| 1.4 马尾松重金属污染修复研究应用概况 |
| 1.4.1 马尾松生物学特性 |
| 1.4.2 马尾松生态适应性及其重金属修复研究现状 |
| 1.4.3 马尾松菌根化苗的研究应用现状 |
| 1.5 RNA-Seq转录组技术研究进展 |
| 1.5.1 RNA-Seq转录组技术简介 |
| 1.5.2 RNA-Seq转录组技术在植物中的应用 |
| 1.6 研究的目的及意义 |
| 1.7 研究内容 |
| 1.8 研究技术路线 |
| 2 褐环乳牛肝菌对重金属Pb/Zn的耐受性与抗性机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 实验仪器和设备 |
| 2.2.2 供试菌种 |
| 2.2.3 菌种制备 |
| 2.2.4 主要试剂及配置 |
| 2.2.5 培养基配置 |
| 2.2.6 褐环乳牛肝菌细胞提取液的制备与收集 |
| 2.2.7 观测内容与方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 重金属Pb和Zn对褐环乳牛肝菌菌丝体生长和形态结构的影响 |
| 2.3.2 褐环乳牛肝菌对重金属Pb和Zn的吸附富集作用 |
| 2.3.3 Pb和Zn胁迫对褐环乳牛肝菌有机酸分泌的影响及pH值的变化 |
| 2.3.4 Pb和Zn胁迫对褐环乳牛肝菌抗氧化能力的影响 |
| 2.3.5 Pb和Zn胁迫对褐环乳牛肝菌抗氧化酶活性的影响 |
| 2.4 小结与讨论 |
| 2.4.1 褐环乳牛肝菌对重金属Pb和Zn的耐受性与富集 |
| 2.4.2 褐环乳牛肝菌Pb/Zn胁迫下有机酸的分泌 |
| 2.4.3 褐环乳牛肝菌对重金属Pb和Zn胁迫的抗氧化防御能力 |
| 3 褐环乳牛肝菌-马尾松共生体系对铅锌耐受性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 材料 |
| 3.2.2 实验仪器和设备 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 马尾松幼苗观测内容与测定方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 褐环乳牛肝菌对马尾松种子萌发率的影响 |
| 3.3.2 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗生长的影响 |
| 3.3.3 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗根系结构与活力的影响 |
| 3.3.4 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗叶绿素含量的影响 |
| 3.3.5 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗抗氧化酶活性的影响 |
| 3.3.6 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗丙二醛含量的影响 |
| 3.3.7 褐环乳牛肝菌对马尾松渗透调节物质含量的影响 |
| 3.3.8 褐环乳牛肝菌对马尾松根际土壤生物可利用性重金属的影响 |
| 3.3.9 相关性分析 |
| 3.3.10 主成分分析 |
| 3.4 小结与讨论 |
| 3.4.1 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗生长、根系构型及光合色素的影响 |
| 3.4.2 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗膜系统的影响 |
| 3.4.3 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗抗氧化酶系统的影响 |
| 3.4.4 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗渗透调节物质累积的影响 |
| 4 铅锌胁迫下菌根化马尾松幼苗基因差异表达分析 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验仪器和设备 |
| 4.2.2 总RNA提取与测序文库构建 |
| 4.2.3 库检及测序 |
| 4.2.4 生物信息分析流程 |
| 4.2.5 差异基因筛选及功能注释 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 RNA质量的检测结果 |
| 4.3.2 转录组测序组装结果 |
| 4.3.3 马尾松幼苗RNA-seq的de novo组装 |
| 4.3.4 功能基因注释 |
| 4.3.5 差异表达基因筛选 |
| 4.3.6 差异基因功能注释 |
| 4.3.7 重金属耐受性调控相关基因表达分析 |
| 4.3.8 RT-qPCR验证 |
| 4.4 小结与讨论 |
| 4.4.1 重金属胁迫对菌根化马尾松幼苗主要代谢途径的影响 |
| 4.4.2 菌根化马尾松幼苗重金属转运调控相关基因表达模式 |
| 4.4.3 菌根化马尾松幼苗重金属外排调控相关基因表达模式 |
| 4.4.4 菌根化马尾松幼苗抗氧化酶及渗透调节物质的差异基因 |
| 5 褐环乳牛肝菌-马尾松共生对矿区污染土壤适应性及根际细菌群落的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验仪器设备 |
| 5.2.2 样地概况 |
| 5.2.3 实验设计及土壤采样 |
| 5.2.4 马尾松共生系统构建 |
| 5.2.5 土壤理化性质测定 |
| 5.2.6 DNA提取及高通量测序 |
| 5.2.7 测序序列分析 |
| 5.2.8 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 接菌对马尾松根际土壤理化性质的影响 |
| 5.3.2 接菌对马尾松体内重金属迁移转运的影响 |
| 5.3.3 马尾松根际土壤细菌群落结构分析 |
| 5.4 小结与讨论 |
| 5.4.1 矿区土壤理化性质和重金属含量变化 |
| 5.4.2 基于Illumina MiSeq测定细菌群落组成 |
| 5.4.3 细菌优势菌种与生境条件的相关性分析 |
| 6 外生菌根菌接种对矿区马尾松根际真菌群落多样性和结构的影响 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验仪器设备 |
| 6.2.2 样地概况 |
| 6.2.3 实验设计及土壤采样 |
| 6.2.4 马尾松共生系统构建 |
| 6.2.5 土壤理化性质测定 |
| 6.2.6 DNA提取和高通量测序 |
| 6.2.7 数据分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 稀释度曲线 |
| 6.3.2 真菌群落结构丰富度 |
| 6.3.3 真菌群落结构多样性 |
| 6.3.4 OTUs分类 |
| 6.3.5 接菌对马尾松根际土壤真菌优势菌群的影响 |
| 6.3.6 马尾松根际土壤真菌群落与环境因子冗余分析 |
| 6.4 小结与讨论 |
| 6.4.1 根际真菌多样性 |
| 6.4.2 关键优势种筛选 |
| 6.4.3 真菌群落结构与环境因子的相关关系 |
| 7 结论 |
| 8 创新点及待解决的问题 |
| 8.1 创新点 |
| 8.2 待解决的问题 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读学位期间的主要学术成果 |
| 致谢 |
（7）超顺磁性纳米材料对镉污染稻田土壤微生物和酶的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 研究方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 MFH修复对镉污染土壤理化性质的影响 |
| 2.1.1 修复前后土壤理化性质 |
| 2.1.2 水稻栽培过程中土壤p H的变化 |
| 2.1.3 水稻栽培过程中土壤氧化还原电位的变化 |
| 2.2 MFH修复对水稻各部位Cd含量的影响 |
| 2.3 MFH修复镉污染对土壤微生物群落多样性的影响 |
| 2.4 MFH修复镉污染对土壤微生物群落丰富度的影响 |
| 2.5 MFH修复镉污染对土壤微生物群落组成的影响 |
| 2.6 MFH修复镉污染对土壤酶活性的影响 |
| 2.6.1 土壤脲酶 |
| 2.6.2 土壤过氧化氢酶(CAT) |
| 2.6.3 土壤过氧化物酶(POD) |
| 2.7 土壤总Cd、有效态Cd和微生物群落多样性、丰富度以及酶活性之间的相关性 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（8）镉胁迫下蒙脱石对细菌重金属及抗生素抗性机制调控研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 抗生素抗性及抗性基因的研究现状 |
| 1.2 镉污染及其抗性研究 |
| 1.2.1 镉污染现状及环境微生物 |
| 1.2.2 微生物镉抗性机制 |
| 1.2.3 镉胁迫微生物抗生素抗性的产生 |
| 1.3 粘土矿物/细菌/重金属相互作用研究 |
| 1.3.1 粘土矿物的性质 |
| 1.3.2 粘土矿物/细菌/重金属相互作用 |
| 1.3.3 粘土矿物与抗性基因 |
| 1.3.4 转录组学研究 |
| 1.4 研究意义及内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验器材 |
| 2.1.1 主要实验材料 |
| 2.1.2 主要实验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 金黄杆菌的分离鉴定和抗性检测 |
| 2.2.2 细菌培养条件 |
| 2.2.3 试验方法设计 |
| 2.3 最低抑菌浓度(MIC)分析 |
| 2.4 RNA测序及转录组学分析 |
| 2.4.1 RNA提取及纯化 |
| 2.4.2 cDNA文库构建和测序 |
| 2.4.3 转录组数据处理与分析 |
| 2.5 抗性基因的q RT-PCR检测 |
| 2.6 镉吸附及细菌生长实验 |
| 2.7 材料表征方法 |
| 2.7.1 X射线衍射(XRD) |
| 2.7.2 傅里叶红外光谱(FTIR) |
| 2.7.3 扫描电子显微镜(SEM) |
| 第三章 镉胁迫下蒙脱石对金黄杆菌镉抗性及调节机制研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 蒙脱石/金黄杆菌/镉界面作用 |
| 3.2.1 SEM结果 |
| 3.2.2 XRD结果 |
| 3.2.3 FTIR结果 |
| 3.3 蒙脱石对镉吸附和金黄杆菌生长的影响 |
| 3.4 金黄杆菌不同处理组转录组学分析 |
| 3.4.1 差异表达结果及生物学功能分析 |
| 3.4.2 蒙脱石对镉胁迫下金黄杆菌的镉抗性调节功能基因分析 |
| 3.4.3 蒙脱石对镉胁迫下金黄杆菌的镉抗性调节机制 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 镉胁迫下蒙脱石削弱大肠杆菌抗生素抗性产生研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 RNA-seq测序所得差异表达基因(DEGs)信息 |
| 4.3 DEGs的 GO功能及KEGG代谢通路分析 |
| 4.4 镉胁迫下有无蒙脱石对大肠杆菌抗生素抗性基因(ARGs)产生影响 |
| 4.4.1 镉诱导大肠杆菌ARGs产生及蒙脱石的削弱效应 |
| 4.4.2 差异表达基因的q RT-PCR验证及MIC检验结果 |
| 4.5 蒙脱石对镉胁迫下大肠杆菌抗生素抗性产生调节机制 |
| 4.5.1 蛋白合成 |
| 4.5.2 转运系统 |
| 4.5.3 信号转导 |
| 4.5.4 细胞组分 |
| 4.5.5 能量供给 |
| 4.6 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 创新性 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（9）重金属钝化细菌Enterobacter bugandensis TJ6与钙多肽联合对小麦吸收镉的协同阻控效应及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.镉小麦污染现状和危害及来源 |
| 1.1 镉小麦污染现状 |
| 1.2 镉小麦污染的危害 |
| 1.3 小麦吸收镉的来源 |
| 2.阻控小麦镉吸收技术研究进展 |
| 2.1 植物生长调节剂的外源应用 |
| 2.2 化学钝化剂 |
| 2.3 低积累镉小麦品种的培育 |
| 2.4 农艺措施 |
| 2.5 微生物修复剂 |
| 2.5.1 微生物钝化剂对土壤重金属的钝化机制 |
| 2.5.2 微生物钝化剂对植物缓解重金属毒害机制 |
| 2.5.3 重金属胁迫下土壤微生物多样性的研究进展 |
| 2.5.4 重金属胁迫下小麦蛋白质组学研究进展 |
| 2.6 降低小麦镉吸收技术总结 |
| 3.立题依据与技术路线 |
| 3.1 研究目的 |
| 3.2 研究意义 |
| 3.3 技术路线 |
| 第二章 重金属污染土壤重金属固定细菌群落组成及高效富集重金属细菌筛选 |
| 1.实验材料 |
| 1.1 土壤样品 |
| 1.2 小麦材料 |
| 2.实验方法 |
| 2.1 土壤样品的采样方法 |
| 2.2 土壤理化性质测定 |
| 2.3 样品可培养细菌分离和群落差异分析 |
| 2.4 菌株富集镉铅能力筛选 |
| 2.5 菌株耐重金属浓度和促生指标筛选 |
| 2.6 产脲酶细菌的筛选和脲酶基因ureC扩增及脲酶活性检测 |
| 2.7 菌株促进小麦生长和降低镉吸收能力筛选 |
| 3.结果与分析 |
| 3.1 采样地土壤的理化性质分析 |
| 3.2 不同含量重金属对小麦根际土壤可培养细菌群落的影响 |
| 3.3 菌株富集Cd和Pb能力筛选结果 |
| 3.4 菌株对重金属的抗性和促生指标筛选结果 |
| 3.5 产脲酶细菌的筛选和脲酶基因扩增及活性检测结果 |
| 3.6 菌株对小麦生长和镉吸收筛选结果 |
| 4.讨论 |
| 5.本章小结 |
| 第三章 TJ6 与钙多肽吸附固定镉协同效应和机制研究 |
| 1.实验材料 |
| 1.1 供试菌株 |
| 1.2 钙多肽 |
| 1.2.1 钙多肽制备材料和方法 |
| 1.2.2 钙多肽性质表征 |
| 1.2.3 钙多肽的XRD、FTIR和 SEM分析 |
| 1.2.4 钙多肽使用方法 |
| 1.3 供试土壤 |
| 2.实验方法 |
| 2.1 TJ6 的菌落和菌体形态特征 |
| 2.2 TJ6 对重金属和抗生素抗性的测定 |
| 2.3 TJ6 生长条件的测定 |
| 2.4 TJ6 活细胞和灭活细胞对镉的去除能力研究 |
| 2.5 TJ6 与钙多肽钝化镉协同效应的分布规律研究 |
| 2.6 TJ6 与钙多肽钝化镉SEM和 FTIR及 XRD研究 |
| 2.7 TJ6 与钙多肽钝化镉溶液静置实验 |
| 2.8 TJ6 与钙多肽钝化镉土壤培养实验 |
| 3.结果与分析 |
| 3.1 TJ6 的菌落和菌体形态特征 |
| 3.2 TJ6 对重金属和抗生素抗性结果 |
| 3.3 TJ6 生长条件的测定 |
| 3.3.1 TJ6 对温度的适应性 |
| 3.3.2 TJ6 对p H的适应范围 |
| 3.3.3 TJ6 耐盐能力 |
| 3.4 TJ6 活细胞和灭活细胞对镉的去除能力 |
| 3.5 TJ6 与钙多肽钝化镉的分布规律研究 |
| 3.6 TJ6 与钙多肽固定镉SEM和 FTIR及 XRD结果分析 |
| 3.7 TJ6 与钙多肽在溶液静置条件下钝化镉规律 |
| 3.7.1 生长变化规律 |
| 3.7.2 溶液pH变化规律 |
| 3.7.3 镉去除效果分析 |
| 3.7.4 NH_4~+质量浓度的变化 |
| 3.8 TJ6 与钙多肽钝化镉土壤培养实验结果 |
| 3.8.1 土壤pH变化 |
| 3.8.2 土壤Cd形态变化 |
| 3.8.3 土壤脲酶细菌计数结果 |
| 4.讨论 |
| 5.本章小结 |
| 第四章 盆栽条件下TJ6 与钙多肽对小麦吸收镉的协同阻控效应及机制研究 |
| 1.实验材料 |
| 1.1 供试菌株 |
| 1.2 钙多肽 |
| 1.3 供试小麦 |
| 1.4 供试土壤 |
| 2.实验方法 |
| 2.1 盆栽布置 |
| 2.2 接种供试菌株 |
| 2.3 小麦各组织生物量和Cd含量测定 |
| 2.4 小麦籽粒品质的测定 |
| 2.5 小麦根际和非根际土壤有效态Cd含量的测定 |
| 2.6 小麦根际和非根际土壤pH和有机质含量的测定 |
| 2.7 小麦根际土壤团聚体组成的测定 |
| 2.8 小麦根际和非根际土壤脲酶和过氧化氢酶及蔗糖酶活性的测定 |
| 2.9 小麦根际土壤总氮磷钾、硝态氮、铵态氮、有效磷和速效钾测定 |
| 2.10 小麦根际土壤产脲酶细菌比例和ureC基因丰度的测定 |
| 2.11 TJ6 定殖检测 |
| 2.12 不同处理对小麦根际土壤细菌群落组成和结构的影响 |
| 2.13 宏基因组测序 |
| 3.结果与分析 |
| 3.1 不同处理对小麦生物量的影响 |
| 3.2 不同处理对小麦各组织Cd含量的影响 |
| 3.3 不同处理对小麦籽粒品质的影响 |
| 3.4 不同处理对小麦根际土和非根际土Cd的 DTPA态含量影响 |
| 3.5 不同处理对小麦根际和非根际土pH和有机质含量影响 |
| 3.6 不同处理对小麦根际土团聚体分布的影响 |
| 3.7 不同处理对小麦根际和非根际土脲酶和过氧化氢酶及蔗糖酶活性的影响 |
| 3.8 不同处理对小麦根际土壤总氮磷钾、有效磷和有效钾的影响 |
| 3.9 不同处理对小麦根际土壤硝态氮和铵态氮含量的影响 |
| 3.10 不同处理对小麦根际土壤产脲酶细菌比例和ureC基因丰度含量的影响 |
| 3.11 TJ6 在小麦根际土壤的定殖检测 |
| 3.12 不同处理对小麦根际土细菌群落多样性和结构的影响 |
| 3.12.1 不同处理对小麦根际土细菌群落多样性的影响 |
| 3.12.2 不同处理对小麦根际土细菌群落结构的影响 |
| 3.13 Cd1 mg kg~(-1)下小麦根际微生物土壤宏基因组分析 |
| 3.13.1 宏基因组数据评价 |
| 3.13.2 不同处理对小麦根际功能微生物群落的影响 |
| 4.讨论 |
| 5.本章小结 |
| 第五章 Cd胁迫下TJ6 与钙多肽对小麦根蛋白质表达的影响 |
| 1.实验材料 |
| 1.1 钙多肽 |
| 1.2 供试小麦 |
| 1.3 供试菌株 |
| 2.实验方法 |
| 2.1 水培布置 |
| 2.2 样品处理 |
| 2.3 小麦叶片抗氧化酶活性的测定 |
| 2.4 非标记定量蛋白质组学研究 |
| 2.4.1 样品信息 |
| 2.4.2 样品处理 |
| 2.4.3 质谱检测 |
| 2.4.4 数据库检索 |
| 2.4.5 统计分析 |
| 2.4.6 统计分析方法 |
| 2.5 qPCR |
| 3.结果与分析 |
| 3.1 不同处理对小麦根部和地上部鲜重和Cd含量影响 |
| 3.2 不同处理对小麦根部和地上部Cd吸收总量的影响 |
| 3.3 不同处理对小麦叶片抗氧化酶活性的影响 |
| 3.4 蛋白质组学分析 |
| 3.4.1 质量控制 |
| 3.4.2 差异蛋白筛选 |
| 3.4.3 差异蛋白组成分析 |
| 3.4.4 差异蛋白GO(gene ontology)富集分析 |
| 3.4.5 差异蛋白的KEGG生物学通路富集分析 |
| 3.5 差异蛋白的转录水平验证 |
| 4.讨论 |
| 4.1 抗氧化相关蛋白对Cd胁迫的响应 |
| 4.2 谷胱甘肽对Cd胁迫的响应 |
| 4.3 植物激素对Cd胁迫的响应 |
| 4.4 与碳水化合物和能量代谢相关的蛋白 |
| 5.本章小结 |
| 结论 |
| 本文的创新之处 |
| 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（10）镉胁迫下蚯蚓（Eisenia fetida）氧化应激反应及解毒机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 研究的目的和意义 |
| 1.2 镉污染来源的研究进展 |
| 1.2.1 大气沉降 |
| 1.2.2 污水灌溉 |
| 1.2.3 施肥对土壤中镉的影响 |
| 1.2.4 工业矿业废水污染 |
| 1.2.5 道路交通活动 |
| 1.3 镉污染危害的研究进展 |
| 1.3.1 镉对皮肤系统的危害 |
| 1.3.2 镉对骨骼的危害 |
| 1.3.3 镉对脏器的危害 |
| 1.3.4 镉对生殖系统的危害 |
| 1.3.5 镉对免疫系统的危害 |
| 1.4 蚯蚓的生态毒理学研究现状 |
| 1.4.1 蚯蚓个体 |
| 1.4.2 细胞 |
| 1.4.3 抗氧化酶活性 |
| 1.4.4 基因 |
| 1.4.5 繁殖 |
| 1.4.6 生理代谢 |
| 1.4.7 体内微生物群落 |
| 1.5 数学模型在蚯蚓研究领域中的应用 |
| 1.5.1 单一数学模型的应用 |
| 1.5.2 数学模型与传统生物统计学相结合的应用 |
| 1.5.3 复合数学模型的应用 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验试剂 |
| 2.1.2 供试蚯蚓及处理 |
| 2.1.3 人工土壤的配制 |
| 2.1.4 自然土壤的配制 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 蚯蚓中毒症状观察试验 |
| 2.2.2 蚯蚓的急性毒性效应试验 |
| 2.2.3 蚯蚓的氧化应激效应试验 |
| 2.2.4 微生物群落对碳源利用强度的测定 |
| 2.2.5 氨基酸组分含量的测定 |
| 2.2.6 宏基因测序和分析 |
| 2.2.7 统计分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 镉胁迫下蚯蚓的中毒症状研究 |
| 3.2 镉胁迫下蚯蚓中毒行为的研究 |
| 3.3 镉胁迫对蚯蚓生长抑制率的影响 |
| 3.4 镉胁迫对蚯蚓体内氧化应激效应的影响 |
| 3.4.1 蚯蚓头部组织中氧化应激反应的变化 |
| 3.4.2 蚯蚓尾部组织中氧化应激反应的变化 |
| 3.5 镉胁迫对蚯蚓体内外微生物群落碳源利用强度的影响 |
| 3.5.1 必需碳源的确定 |
| 3.5.2 微生物碳源利用强度的变化 |
| 3.6 镉胁迫对蚯蚓体内氨基酸组分的影响 |
| 3.6.1 胁迫浓度对蚯蚓体内氨基酸组分的影响 |
| 3.6.2 胁迫时间对蚯蚓体内氨基酸组分的影响 |
| 3.7 镉胁迫后蚯蚓体内生物标志物的筛选研究 |
| 3.7.1 基于因子分析模型的生物标志物筛选 |
| 3.7.2 基于主成分分析与传统生物统计学方法的生物标志物筛选 |
| 3.7.3 利用复合数学模型进行生物标志物筛选 |
| 3.8 镉胁迫后蚯蚓体内生理机能指标的关系研究 |
| 3.8.1 生理机能指标变化的评估 |
| 3.8.2 生理机能指标间关系的分析 |
| 3.8.3 生理机能指标间的调控过程 |
| 3.9 镉胁迫后蚯蚓体内外微生物群落间的关系研究 |
| 3.9.1 微生物群落间相关性分析 |
| 3.9.2 微生物群落间变化过程分析 |
| 3.9.3 微生物功能基因分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 蚯蚓对镉胁迫的氧化应激响应 |
| 4.1.1 实验室模拟环境下的蚯蚓氧化应激响应 |
| 4.1.2 实际污染环境中的响应 |
| 4.1.3 数学模型在氧化应激响应研究中的应用 |
| 4.2 微生物群落在镉胁迫后对碳源利用情况 |
| 4.2.1 整体碳源利用强度的分析 |
| 4.2.2 单一碳源利用强度的分析 |
| 4.2.3 等高线分析法在碳源利用强度研究中的应用 |
| 4.3 镉胁迫后氨基酸酸组分变化 |
| 4.4 镉胁迫下蚯蚓对生理机能的驱动过程 |
| 4.5 镉胁迫下的微生物群落间的调控分析 |
| 4.5.1 调控过程分析 |
| 4.5.2 微生物调控功能基因分析 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
四、淹水稻田土壤微生物对镉污染毒性的生理生态反应及其抗性czcC基因的克隆与表达（论文参考文献）
- [1]钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究[D]. 王雅乐. 中国农业科学院, 2021
- [2]肠杆菌定殖特征及其对镉污染土壤修复机理研究[D]. 姚亚威. 广西师范大学, 2021(09)
- [3]生物质炭与Bacillus sp. K1协同修复镉污染土壤的机制研究[D]. 王璐. 浙江大学, 2021
- [4]非稳态pe+pH下水稻土中S形态变化对Cd有效性的影响机制[D]. 雷小琴. 中国农业科学院, 2021
- [5]微生物在重金属复合污染耕地土壤的变化特征及驱动机制研究[D]. 李传章. 广西大学, 2020(07)
- [6]褐环乳牛肝菌（Suillus luteus）强化马尾松修复污染土壤铅锌效应及机理[D]. 郁培义. 中南林业科技大学, 2020(01)
- [7]超顺磁性纳米材料对镉污染稻田土壤微生物和酶的影响[J]. 方丹丹,张立志,王强. 环境科学, 2021(03)
- [8]镉胁迫下蒙脱石对细菌重金属及抗生素抗性机制调控研究[D]. 王慧敏. 华南理工大学, 2020
- [9]重金属钝化细菌Enterobacter bugandensis TJ6与钙多肽联合对小麦吸收镉的协同阻控效应及机理研究[D]. 王铁军. 湖北大学, 2020(01)
- [10]镉胁迫下蚯蚓（Eisenia fetida）氧化应激反应及解毒机制研究[D]. 宁玉翠. 东北农业大学, 2019(09)