一、紫花苜蓿在柴油污染土壤中的萌发状况（论文文献综述）
武振中[1]（2021）在《生菜、烟草及紫花苜蓿钒胁迫响应特征研究》文中指出钒（V）是一种重要的过渡金属元素,在现代工业中有着广泛应用。钒是人和动物的必需微量元素,但高浓度钒具有诱变性、致癌性。迄今为止,钒是否为高等植物生长所必需仍无定论,尽管普遍认为低浓度钒有益于植物生长,而高浓度钒对植物生长具有明显毒性效应。近年来,钒资源开采、利用强度加大,使得土壤中钒含量逐渐增多。土壤中日益增多的钒不仅影响植物生长,同时引发环境与健康问题的可能性进一步增大,因此,钒污染土壤修复问题亟待解决。植物修复钒污染土壤以其环保、经济和可持续等优点而备受关注。但目前植物对钒胁迫的响应机制研究不足,已发现的能高效修复钒污染土壤的（超）富集植物数目也较少。因此,探究植物的钒胁迫响应及钒积累、转移特征,对于进一步明确钒的毒性效应及开发钒污染土壤的植物修复技术具有重要意义。本文探究了钒对生菜、烟草、紫花苜蓿种子萌发及随后幼苗生长的影响,（水培、土培模式下）钒对三种植物生长的影响,生菜、烟草、紫花苜蓿钒积累、转移特征及紫花苜蓿幼苗对钒胁迫响应的转录组学和代谢组学特征,得到如下主要结论:（1）高浓度钒对种子萌发、种皮结构、元素含量及化学态均有影响。钒浓度为2.0～10.0 mg L–1时生菜发芽率显着低于对照,但50.0 mg L–1V处理时生菜发芽率较对照无显着降低。烟草和紫花苜蓿种子发芽率仅在50.0 mg L–1V时显着降低。钒(除50.0 mg L–1V外)对发芽后三种植物幼苗的存活率均无显着影响且各钒浓度处理下植物的存活率较高（＞80%）。紫花苜蓿种皮颜色随钒浓度的增加而加深,同时50.0 mg L–1V相较对照显着改变了紫花苜蓿种皮结构、元素（C、N、O）含量及其化学态。（2）水培条件下,整体上生菜、烟草、紫花苜蓿钒耐性大小为紫花苜蓿>烟草>生菜。0.1 mg L-1V对三种植物生长无显着影响,植物各组织钒浓度均为根＞茎＞叶。三种植物钒转移系数（TF）均随营养液中钒浓度的增加先降低后有所升高。钒浓度≥0.5 mg L-1时生菜生长显着受抑制。整体上,钒浓度≥2.0 mg L-1时烟草生长显着受抑制,但烟草可通过激活其酶和非酶抗氧化物保护机制缓解钒诱导产生的氧化胁迫。另外,烟草钒转移能力较弱（TF<<1）。高浓度钒(≥4.0mg L-1)显着抑制了紫花苜蓿的生长,植物叶绿体色素含量及光合气体参数较对照显着降低,同时叶片细胞膜透性显着增大。三种植物地上部钒提取量均在4.0mg L–1V时达最大。综合转录组学与代谢组学分析表明,0.1 mg L-1V（B组）和0.5 mg L-1V（C组）处理相较对照（A组）显着改变了紫花苜蓿叶片中一些重要的转录本和代谢物,且这种改变具有一定的剂量效应关系。代谢物棉子糖的显着增加是紫花苜蓿在钒胁迫下的一种调控响应机制。B＿vs＿A、C＿vs＿A、C＿vs＿B比较组中检测到显着上调和下调差异基因数目分别为21和23、27和33、24和43。0.1和0.5 mg L-1V处理后,B＿vs＿A、C＿vs＿A、C＿vs＿B比较组叶片中显着上调和下调的代谢物数目分别为17和15、43和20、24和16。C＿vs＿A中存在3条显着富集的KEGG通路,即α-亚麻酸代谢、类黄酮合成和类苯基丙烷生物合成,并且一些差异表达基因（DEGs）和显着改变的代谢物参与其中。0.1 mg L-1V处理时,紫花苜蓿叶片中仅发生单一代谢物或转录本的改变,而0.5 mg L-1V处理后,紫花苜蓿通过对一些重要KEGG通路中的基因和代谢物协同调控以应对钒暴露。（3）土培条件下,外源钒添加量≥150 mg kg-1时生菜、烟草、紫花苜蓿生长显着受抑制。外源钒添加量为900 mg kg-1时,植物均于试验结束前全部死亡。三种植物转移根部钒至其地上部的能力（TF）均随外源钒浓度的增加先降低后有所升高。生菜和烟草钒富集能力（BF）均随外源钒浓度的增加而增加,紫花苜蓿钒富集能力（BF）随外源钒浓度的增加先增加后有所降低。种植生菜、烟草、紫花苜蓿后,根际土壤中变形菌门（proteobacteria）和放线菌门（actinobacteria）为最丰富的两种细菌群落。矿区污染土壤中钒主要以残渣态存在,因此三种植物体内的钒浓度相对较低。由于矿区污染土壤养分较匮乏,这在很大程度上抑制了三种植物的生长。与水培结果一致,土培条件下三种植物对外源钒的耐受能力大小同样为生菜<烟草<紫花苜蓿;在矿区污染土壤中,紫花苜蓿地上部组织钒浓度(叶、茎平均钒浓度分别为2.5和9.9 mg kg-1)高于烟草地上部组织钒浓度(叶、茎平均钒浓度分别为1.3和3.0 mg kg-1)和生菜地上部钒浓度(生菜叶片平均钒浓度为1.6 mg kg-1)。即紫花苜蓿不仅对钒胁迫的耐性最强,而且植物地上部钒浓度也最大,故其修复钒污染土壤的潜能最大,烟草具有一定的原位固定土壤钒污染物的潜能,生菜长势较弱,去除土壤中钒污染物的能力最差。
王盼盼[2]（2021）在《芦苇、翅碱蓬、狗尾草配置设计模式对胶州湾滨海岸线石油污染土壤修复研究》文中研究指明本研究根据胶州湾石油污染海岸线69.306 mg/kg的平均石油烃浓度和对应污染等级的实地调研本地优势植物种,选取芦苇（Phrgmintes australis（Cav.）Trin.ex Steud）、狗尾草（Setaria viridis（L.）Beauv.）、翅碱蓬（Suaeda salsa（L.）Pall）三种植物作为实验研究的植物种类。实验室配制此浓度的石油污染土（PH8.1、全盐量0.6%）,首先研究此石油浓度下植物的生长情况,以初步判定三种植物对此石油浓度土壤的耐受力和适应力;然后实验室测定不同植物配置设计模式对石油烃的降解,并结合对125块胶州湾滨海石油污染岸线区域自然植物群落样地的调研分析,最终得出三种植物十二种配置设计模式对此石油浓度污染土壤的修复效果。研究工作主要取得了如下结果与进展:（1）确定本研究的植物种:芦苇、狗尾草、翅碱蓬,分析三种植物生长期的相关指标得出三种植物的相对发芽率都达80%以上;通过测定生长60天后植物的生物量、株高等,揭示了混合种植均能促进三种植物的生长,且芦苇、狗尾草表现出更好的生长状态。总体上,植物耐石油力综合表现为狗尾草>芦苇>翅碱蓬,并判断这三种植物受此浓度石油污染的影响相对较小,且在此石油浓度下,均具备一定的石油耐受能力。（2）研究针对胶州湾石油污染区域自然植物群落实地调研中出现的芦苇、狗尾草、翅碱蓬三种植物组合形成的七种不同植物配置模式对浓度为69.306mg/kg石油污染土壤的修复效果,最后根据石油降解速率,从这七种不同植物配置模式下筛选出石油降解速率最高的三种植物配置模式,分别为:单一狗尾草、芦苇-狗尾草、芦苇-狗尾草-翅碱蓬。（3）以筛选出的石油降解速率最高的三种植物配置模式为依据,分析125块自然植物群落实地调研样地,从125块样地中选取存在以上三种植物配置模式的样地58块,并分析出在样地中出现频率最高的植物配置模式是芦苇-狗尾草-翅碱蓬;继而分析存在芦苇-狗尾草-翅碱蓬植物配置模式的所有样地中三种植物的近似株数比共有6种,最终筛选出三种植物近似株数比出现频率最高的三种植物不同数量比的五种配置模式,依次为芦苇:狗尾草:翅碱蓬=3:2:1、芦苇:狗尾草:翅碱蓬=2:1:2、芦苇:狗尾草:翅碱蓬=1:1:1、芦苇:狗尾草:翅碱蓬=6:2:1、芦苇:狗尾草:翅碱蓬=1:1:3。（4）以筛选出的自然植物群落中芦苇、狗尾草、翅碱蓬的五种数量比为依据,设计不同数量比的五种配置模式,研究其对石油浓度为69.306mg/kg的污染土壤的修复,并测算降解速率得出,五种植物配置模式的平均石油降解率是44.5%,相比对照组提高率了66.7%;且芦苇:狗尾草:翅碱蓬=3:2:1的植物配置模式石油降解速率最高为48.1%,比对照组降解率提高了80.1%;最后得出石油降解速率最高的三种植物不同数量比的一种配置设计模式为芦苇:狗尾草:翅碱蓬=3:2:1。（5）最终得出十二种配置设计模式对此石油浓度污染土壤的降解速率分别为:狗尾草（51.4%）,狗尾草-芦苇（49%）,狗尾草-芦苇-翅碱蓬（45.6%）,芦苇（42.9%）,翅碱蓬-芦苇（41.1%）,狗尾草-翅碱蓬（40.2%）,翅碱蓬（37.8%）,芦苇:狗尾草:翅碱蓬=3:2:1（48.1%）,芦苇:狗尾草:翅碱蓬=1:1:1（45.6%）,芦苇:狗尾草:翅碱蓬=6:2:1（43.9%）,芦苇:狗尾草:翅碱蓬=2:1:2（43.1%）,芦苇:狗尾草:翅碱蓬=1:1:3（41.8%）。
张晓宇[3]（2021）在《镉、镍单一/复合胁迫对紫花苜蓿种子及幼苗的影响研究》文中提出土壤是中国经济可持续发展的物质基础和保障,减少土壤污染、保护土壤环境是国家维护生态环境建设重要内容。我国土壤环境整体状况不佳,部分地区土壤镉、镍、铅、汞、砷等重金属污染较为严重,应加强污染防治,改善土壤环境质量。紫花苜蓿被誉为“牧草之王”,在我国广泛种植、历史悠久,主要分布在西北、华北、东北、江淮流域。本试验采用水培方法,以Hoagland营养液为营养基础,研究在一定温度、光照强度下,Cd、Ni单一/复合胁迫对紫花苜蓿吸附重金属能力、各项生长生理指标的影响,并比较Cd、Ni单一/复合胁迫下苜蓿相应的差异性。试验结果如下:（1）Cd、Ni单一/复合胁迫下苜蓿对生长指标的响应研究表明:Cd、Ni单一胁迫时,紫花苜蓿中发芽率、发芽势和发芽指数3种生长指标均随着胁迫浓度的改变,呈“低促高抑”现象,活力指数均呈现负相关,根、茎、叶抑制指数随着胁迫浓度升高而增加,呈正向相关。Cd胁迫浓度为15 mg/L时、Ni胁迫浓度为10 mg/L时,发芽率、发芽势和发芽指数达到最大值。Cd-Ni复合胁迫（C1N10）时,苜蓿的发芽率、发芽势和发芽指数达到最大值,叶抑制指数为负数,苜蓿根、茎未出现明显抑制,表明两种浓度的重金属有助于苜蓿的生长。（2）Cd、Ni单一/复合胁迫下苜蓿对生理指标的响应研究表明:Cd、Ni单一胁迫时,在同质量浓度（50 mg/L）胁迫下,苜蓿中重金属含量均较CK对照组增大,O2-含量也随之增加,引起SOD、POD、脯氨酸各项指标含量增加。苜蓿对Ni吸附量高于对Cd吸附量,但苜蓿中根细胞活力、H2O2、CAT、可溶性蛋白质、可溶性糖、叶绿素各项指标的含量却小于Cd胁迫时各项指标含量,表明Cd对苜蓿的损伤要大于Ni对苜蓿的损伤,且苜蓿对Ni的吸附性更好,具有更高的抗性。Cd-Ni复合胁迫（C1N25）时,苜蓿对Cd、Ni吸附量最高,促进苜蓿生长;Cd-Ni复合胁迫（C5N25）时,苜蓿中脯氨酸、可溶性蛋白质含量达到最高,可溶性糖含量较CK对照组下降;Cd-Ni复合胁迫（C10N25）时,苜蓿中根细胞活力、叶绿素含量最低,但O2-含量达到最大值,表明根细胞活力、叶绿素含量与O2-含量呈负向相关。（3）Cd、Ni单一/复合胁迫下,苜蓿生长指标和生理指标的相关性分析,主成分分析和热点图分析结果表明:Cd胁迫下苜蓿的发芽率与发芽势的相关性最高;Ni胁迫下苜蓿的发芽势与发芽指数的相关性最高;Cd-Ni复合胁迫下苜蓿的活力指数与根抑制指数的相关性最高。Cd、Ni单一/复合胁迫时,重金属胁迫浓度越高,苜蓿中叶绿素a、叶绿素b、总叶绿素、根细胞活力、CAT、可溶性糖含量活性越低,但O2-含量显着增加,呈负向相关。Cd单一胁迫时,生长指标中根抑制指数和活力指数,生理指标中总叶绿素和脯氨酸;Ni单一胁迫时,生长指标中叶抑制指数和活力指数,生理指标中总叶绿素和脯氨酸;Cd-Ni复合胁迫时,生长指标中发芽势和活力指数可作为主要指标,生理指标中Cd含量、SOD和可溶性蛋白质,可用于判别苜蓿对Cd-Ni抗性强度。
吴仁杰[4]（2021）在《不同营养水平和EDDS联合诱导紫花苜蓿修复镉污染土壤研究》文中认为随着社会发展速度的不断加快,人类活动对自然环境的影响也日趋深刻。尤其是诸如矿产开采、金属冶炼、能源化工等行业污染物的不合理排放导致土壤重金属污染程度日益加重。植物修复重金属污染土壤的潜力已得到普遍肯定,营养元素与螯合剂在强化植物修复中的积极作用也已被大量研究所证实。鉴于各地区污染程度存在较大差异,土壤、气候、植物等相关因素也存在明显的区域特征,外源添加营养元素和螯合剂以强化植物修复的作用方式、作用效果以及作用机制依旧值得探究。本论文施加Cd Cl2·2.5H2O溶液模拟土壤Cd污染（15 mg/kg土）,以盆栽紫花苜蓿（Medicago sativa）为研究对象,通过不同营养水平（霍格兰营养液-H、两倍氮素-2N、两倍磷素-2P、两倍钾素-2K）、不同浓度EDDS（0.5 mmol/L、1.0 mmol/L、0.5 mmol/L+0.5mmol/L、2.0 mmol/L、1.0 mmol/L+1.0 mmol/L、3.0 mmol/L、1.5 mmol/L+1.5 mmol/L）、不同营养水平+不同浓度EDDS处理Cd污染土壤中紫花苜蓿,分析不同生长周期（60 d、80 d、100 d）下的紫花苜蓿生长状况、Cd富集程度、土壤Cd含量、土壤Cd赋存形态、土壤理化性质以及修复评价指标的变化情况,来探究营养元素与EDDS联合作用对紫花苜蓿修复Cd污染土壤的作用效果,以期为植物修复重金属污染土壤的规模化应用提供部分参考。主要取得了以下研究结果。（1）各营养处理能减弱紫花苜蓿所受Cd胁迫,且在100 d时,各项生长指标均达到各营养处理中的最高值。其中N、P、K的相对过施对生物量积累有轻微的抑制作用。在各生长阶段,紫花苜蓿生长状况随EDDS处理浓度增加而整体呈现“先升高后降低”的趋势;低浓度EDDS处理对紫花苜蓿的前期生长（60 d）有显着的提升作用,且以100 d时0.5 mmol/L+0.5 mmol/L EDDS（0.5+0.5E-3）处理的促生效果最佳,表明EDDS分次添加（间隔5 d）有利于降低Cd胁迫并促进紫花苜蓿正常生长;EDDS添加浓度逐渐升高时,促生效果逐渐降低。联合处理利于生物量的积累,缓解了N、P、K相对过施及高浓度EDDS引起的抑制作用,整体生长状况为试验中最好,以霍格兰营养液+0.5 mmol/L EDDS（H+0.5E）处理时促生效果最佳。（2）营养处理利于紫花苜蓿对Cd的积累;在各个生长周期中,各营养处理下地上部Cd积累程度总体一致;2P处理有利于地下部Cd的富集,2K处理则随着生长周期的延长导致地下部Cd富集效果逐渐变弱。在生长后期（100 d）施加EDDS有利于对土壤Cd的积累;生长80 d的地上部Cd含量与100 d时差别较小,地下部Cd含量则在100 d时最高,且以0.5+0.5E-3处理时Cd积累效果较好。2P+EDDS处理的Cd积累效果优于其余联合处理,其中以2P+0.5E处理效果最佳。（3）各营养处理均利于土壤Cd含量的减少。整体而言,随着生长周期的延长,各营养处理下土壤Cd减少量逐渐增加,其中100 d时霍格兰营养液处理（H-3）为营养处理中最佳,2K处理则在各周期中为最低。在紫花苜蓿生长中后期（80 d、100 d）添加EDDS处理,能有效促进土壤Cd含量的减少,其中以80 d和100 d时添加0.5+0.5E处理,土壤Cd降低最多。联合处理中,H处理配施低浓度EDDS对土壤Cd含量的降低效果最佳,N、P、K元素相对过施则会降低Cd的去除。（4）试验所用基质中残渣态（F5）和有机结合态（F4）整体含量较高。各营养处理整体对土壤Cd有一定活化作用,其中2P处理的活化效果较低;在紫花苜蓿生长前期和后期,K过施利于土壤Cd的活化,中期（80 d）则有钝化的趋势;H处理则有较好的活化作用。在紫花苜蓿生长前期,EDDS处理有利于土壤Cd的活化且EDDS单次添加对Cd的活化作用较分次添加处理更好;总体来看,EDDS处理中添加总浓度为2.0 mmol/L时,土壤Cd活化效果较好。2N+EDDS联合处理降低了可交换态（F1）含量,提高了F5的含量,不利于紫花苜蓿对Cd的吸收富集;2P+EDDS、2K+EDDS处理则增加了土壤中F1的含量,提高了Cd的生物可利用性。（5）在本试验中,各处理下土壤p H值较为稳定,变化幅度较小。营养元素处理中,N相对过施可在紫花苜蓿生长前期整体提高土壤脱氢酶（DED）、土壤过氧化氢酶（CAT）、土壤脲酶（URE）以及土壤蔗糖酶（SUC）的活性,P相对过施则不利于土壤酶活性的提升。在紫花苜蓿生长前期,EDDS处理对土壤DED活性总体表现为抑制作用,60 d时2mmol/L（2E-1）处理的活性最高,在中后期逐渐表现出一定的促进作用;在紫花苜蓿生长前中期,EDDS对土壤CAT有促进作用,以0.5E处理效果最佳;在生长后期,EDDS添加则对土壤CAT活性无显着影响;在紫花苜蓿生长前期,EDDS处理下土壤URE活性较高;在生长后期,土壤URE活性随EDDS浓度升高有逐渐升高的趋势;紫花苜蓿生长60 d时,低浓度和高浓度EDDS处理有助于提高土壤SUC活性,中间浓度则有抑制作用;在紫花苜蓿生长后期,100 d时2.0 mmol/L EDDS（2E-3）处理下土壤SUC活性为EDDS处理中最高,并随EDDS浓度增加有逐渐升高的趋势。在联合处理中,营养元素相对过施对土壤SUC活性有抑制效果,而H处理配施低浓度EDDS则会提升土壤DED活性;联合处理均提高了土壤CAT活性,2P+EDDS处理后土壤CAT活性整体处于较高水平,其中以磷素2P+0.5+0.5E处理效果最佳,且EDDS分次添加的联合处理优于单次添加的;各联合处理对土壤SUC均有促进作用,且大致处于同等水平;N、P元素相对过施并配施EDDS对土壤SUC活性有一定促进作用,以2N+0.5E处理下土壤SUC活性最高;H处理配施低浓度EDDS也能提升土壤SUC活性,但促进效果略低于2N+0.5E处理。（6）在紫花苜蓿生长后期,营养处理中的地上富集系数（ABF）、地下富集系数（UBF）、修复效率（RE）较高。在紫花苜蓿生长后期添加EDDS,较好的提高了紫花苜蓿ABF、UBF、转运系数（TF）以及RE,且以100 d时1.0 mmol/L EDDS（1E-3）处理效果最好。2P+EDDS处理较其他联合处理较好的提高了紫花苜蓿ABF和UBF;2K+EDDS处理的整体TF较高。
张乃元[5]（2020）在《生态修复中耐盐植物应对盐、碱和干旱胁迫的生长规律》文中提出西北干旱荒漠区土地沙化严重、煤炭基地周边及大部分区域土地盐碱化。干旱胁迫、盐及碱胁迫是制约植物发展的主要非生物因素之一,也是制约生态环境建设的严峻问题。现有研究主要集中于单一胁迫对观赏植物、粮食作物种子抗逆性,本研究以羊场湾煤矿矸石场为研究区域,以草木樨、紫花苜蓿及蜀葵等为原材料,研究了干旱、盐、碱及交互胁迫下3种耐盐植物体内脯氨酸含量、种子累积萌发率及耐盐指数的变化,比较了其在不同胁迫下的响应差异。研究结果表明:三种单一胁迫对植物全生长季均有显着的抑制作用。在种子萌发阶段,D20（20%田间持水量）、S200（200 mmol/L Na Cl）、A50（50 mmol/L Na HCO3）及A60（60mmol/L Na HCO3）萌发率分别减少了40%、47.3%、41.7%及100%。三种耐盐植物萎蔫系数为:紫花苜蓿（3.02%）<草木樨（3.44%）<蜀葵（5.32%）。在保育期,植物耐碱胁迫的能力草木樨大于紫花苜蓿。多重胁迫同时存在时,干旱胁迫是主要影响因素,其次为碱胁迫。干旱对盐胁迫有一定的补偿作用,在保育期,多重胁迫使植物永久萎蔫天数较对照提前了7—14天。草木樨、蜀葵及紫花苜蓿全生长季内需水量排序为:紫花苜蓿（338.55 mm）>蜀葵（242.45 mm）>草木樨（237.00 mm）;保育期内日需水强度为14—9 mm d-1时,可保证三种植物的正常生长发育需求。对干旱及盐胁迫,草木樨脯氨酸上升曲线出峰陡峭、峰值高,紫花苜蓿响应交互胁迫的时间短,耐受性阈值范围窄,出现峰值的时间长,抵抗交互胁迫的时间长。草木樨在盐及碱胁迫下脯氨酸上升曲线上升速率快,峰值高,响应盐及碱交互胁迫的时间短,但紫花苜蓿的脯氨酸峰值低,对盐和碱的交互胁迫的抵抗能力明显强于草木樨。通过对耐盐植物生态修复适用性评价得出,适用性排序为:蜀葵>草木樨>紫花苜蓿。植物抗逆性与体内脯氨酸含量之间的关系具有阶段性,分阶段观察能够全面、准确的表达植物抗逆的阶段性;整体分析脯氨酸累积曲线可以更加精确的描述植被恢复时植被生长状态,并在野外原位测量中准确描述植被抗逆现状。
张晓绪[6]（2020）在《外源有机质对重金属镉在水稻中迁移转化的影响》文中提出镉是污染农田土壤中最为广泛存在的重金属元素,土壤镉污染对地球生态系统、农业生产及人类健康有着不容忽视的威胁,水稻作为镉富集能力较强的大宗谷类作物,如何降低其对镉的积累已成为当前国内外科研工作者共同关注的重大问题。本论文采用盆栽试验,选取蚯蚓粪作为有机质来源,研究淹水灌溉及湿润灌溉两种水分管理条件下蚓粪有机质对镉污染土壤环境中镉生物有效性及水稻积累镉的影响,并在此基础上进一步开展蚓粪有机质降低水稻镉积累的作用“阈值”及机理探究,比较紫花苜蓿与蚓粪两种不同来源有机质在同等有机质含量下对水稻镉积累的作用效果。主要研究结果如下:（1）在湿润灌溉及淹水灌溉两种水分管理方式下,施加有机质均显着降低了土壤pH值及Eh值,在水稻完整生育期内两种水分管理下土壤pH值及Eh值大小关系表现为:湿润灌溉高于淹水灌溉。有机质的施加在两种水分管理条件下均显着提高了土壤Fe2+含量,淹水条件下土壤Fe2+含量高于湿润灌溉。除水稻完熟期外有机质在两种水分管理方式下均能降低土壤DTPA-Cd（二乙三胺五乙酸提取剂浸提）含量,且淹水灌溉条件下土壤环境活性态镉占比显着低于湿润灌溉。无外源有机质添加下湿润灌溉水稻镉积累含量低于淹水灌溉,施加有机质后淹水灌溉组别水稻糙米镉含量显着低于湿润灌溉组别,并低于国家食品安全标准限值（0.2 mg·kg-1）。此外,水稻土壤DTPA-Cd含量与Fe2+含量存在极显着负相关（P<0.01）关系。在淹水灌溉条件下施加有机质能较好地降低水稻对镉的积累。（2）蚓粪有机质在水稻全生育期内显着降低土壤Eh值及土壤可交换态、可还原态镉含量,环境活性态镉含量与土壤Eh值存在显着正相关（P<0.05）关系,蚓粪有机质通过降低土壤Eh值从而抑制土壤镉生物可利用态镉活性降低水稻对镉的积累。蚓粪抑制了镉从水稻根部到茎部的迁移转运,但促进镉由茎部向叶片及糙米转运。施加蚓粪提高了水稻根部和叶片部过氧化物酶（POD）及过氧化氢酶（CAT）活性,提高了水稻缓解Cd毒害的能力,降低了水稻植株丙二醛（MDA）含量并显着提高水稻经济性状指标。本试验添加量下蚓粪均能显着降低稻米中镉含量,在高于16.3 gC·kg-1 土添加量下稻米Cd含量低至0.16 mg·kg-1即可达到国家粮食卫生标准（0.2 mg·kg-1）,且进一步提高有机质施入量后无显着差异。（3）选用蚓粪及紫花苜蓿两种不同来源有机质,在同等有机质含量下紫花苜蓿对土壤Eh值的降低作用更为显着,两种有机质均起到促进土壤可交换态向可还原态转化的作用,且紫花苜蓿在5.74 gC·kg-1 土添加量下可显着提高土壤残渣态镉占比。紫花苜蓿显着提高了水稻穗长、穗粒数、实粒数及200粒重,蚓粪较紫花苜蓿对水稻200粒重的提高作用更为显着,两种有机质均显着降低了水稻根、茎叶及糙米镉含量,同等有机质含量下紫花苜蓿对水稻各部位镉含量的降低幅度大于蚓粪。在本试验设计添加量下紫花苜蓿处理组糙米镉含量均达到国家食品安全标准（0.2 mg·kg-1）,同等有机质添加量下蚓粪处理组别虽随着添加量增加糙米镉含量显着降低,但未达到国家食品安全标准。试验表明,绿肥紫花苜蓿对水稻镉积累的阻控作用优于蚓粪。
杨燕[7]（2020）在《油蒿及其根围丛枝菌根真菌共生修复石油污染土壤潜力研究》文中提出本研究主要通过实验室盆栽方法,选用油蒿（Artemisia ordosica）作为植物修复材料,丛枝菌根真菌（AM）为共生微生物。设定土壤石油烃污染为0、5000、10000、15000、20000mg/kg,5个浓度梯度,AM真菌接种量为0、50、100、150、200个/株,测定土壤理化性质、油蒿种子萌发、油蒿生物量,石油烃降解效果,并分析AM真菌共生侵染率及微形态等,主要研究结果如下:（1）以模式植物黑麦草为对照,研究发现油蒿种子发芽率随石油烃浓度增加先增后减,且差异性显着,在污染浓度为5000mg/kg时达到最大85.6%,叶绿素含量约是黑麦草的5倍,过氧化氢酶活性是黑麦草的48倍,所以油蒿种子更具耐油污潜力,更适合作为土壤石油污染的生物修复材料进一步研究。（2）未接种时,油蒿对土壤石油烃降解率最高达76.83%,对低于5000mg/kg的污染土壤修复效果较好,而当污染浓度高于10000mg/kg时降解效果逐渐减弱;生物量随石油烃浓度增加而减小,土壤有机质和脲酶均与株高极显着正相关,说明植物修复适用于较低浓度污染土壤,高浓度污染时单纯植物修复效果有限。（3）接种AM真菌后,油蒿生物量增加,枯死率显着下降,对石油烃降解率显着提高,接种量为100个/株时效果最好;在5000和10000mg/kg时石油烃降解率达89%以上,相比无接种时,油蒿适应石油烃污染浓度增大,说明接种AM真菌不仅可以提高石油烃的降解率,还使油蒿最佳耐油污能力增大到10000mg/kg。（4）油蒿根围AM真菌侵染率随石油烃浓度增加先减后增,土壤中分离并鉴定出AM真菌孢子共13种,其中球囊霉属10种,占76.9%,优势种为近明球囊霉和地球囊霉,频度为67.9%和83.6%,相对多度为12.6%和30.2%,故推荐油蒿-近明球囊霉（G.clarideum）和油蒿-地球囊霉（G.geosporum）组合作为石油污染土壤生物修复材料进一步研究。（5）接种后,在野外条件下油蒿对石油烃的最大降解率为67.6%,90天时达到最大,野外试验降解率整体都低于盆栽试验89.21%,这可能是因为野外条件下各方面情况比较复杂,干扰因素较难控制。
张言[8]（2020）在《热转化锯木屑联合草本植物修复矿区土壤重金属污染研究》文中研究指明由于矿区土壤重金属污染修复效率低,探究高效的修复技术以恢复土壤正常功能成为目前研究的热点。根据贵州赫章土壤污染特征,本研究采用锯木屑灰（SA）和锯木屑生物炭（SB）联合高羊茅、二月兰和紫花苜蓿修复Pb、Zn、Cd和As污染土壤,深入研究矿区土壤金属污染修复过程及机理。由赫章矿区土壤重金属污染分析可知,研究区土壤重金属含量严重超标,As、Cd、Cu、Pb和Zn主要来源于采矿和冶炼活动。重金属污染评价表明,妈姑土壤重金属富集程度较高,潜在危害风险达到严重污染水平,其中Pb、Zn、As和Cd污染程度较高,是造成妈姑矿区土壤污染的主要元素。热转化锯木屑的重金属吸附特性研究表明,SA对Zn的吸附能力较强,最大吸附容量为17.91 mg/g,SB对Pb、As和Cd的最大吸附容量分别为72.10、1.53和17.37 mg/g。妈姑矿区土壤重金属污染修复机理分析证实,材料的添加对土壤Pb的钝化是通过促进土壤中PbO转化为（CH3COO）2Pb和PbSO4来实现的。材料修复土壤重金属污染潜力分析表明,以1:2的比例添加SA和SB显着减少重金属的生物利用性,降低土壤污染潜在生态风险水平。草本植物修复试验表明,紫花苜蓿对Cd的生物富集和转运能力最强,地上部富集浓度达117.18 mg/kg。高羊茅对复合重金属的吸收和耐受能力最强,其修复过程显着改善土壤酶环境和微生物群落多样性。Pb与有机酸结合是植物降低重金属毒性的重要机理,高羊茅体内苹果酸铅占比为58.0%。由妈姑土壤污染修复潜力分析可知,高羊茅是较优的矿区土壤重金属修复植物。热转化锯木屑混合材料（SA和SB质量比为1:2）联合植物的修复试验表明,添加5%的材料与高羊茅联合修复下Pb、Zn、Cd和As的去除率最高,分别为18.02%、22.15%、22.05%和12.47%。植物亚细胞重金属的分布表明,添加2%的材料显着提高高羊茅根部细胞壁对Pb、Zn、Cd和As的富集作用,最高富集浓度分别为218.21、4486.25、33.59和124.15 mg/kg。联合修复促进有机酸-Pb-细胞壁结构的形成,是提高植物抵御重金属损害的重要方式。添加2%的材料与高羊茅联合的修复方式能有效去除土壤中的重金属,也能增强植物自身的解毒能力,是改善矿区土壤环境和修复复合重金属污染的较优方式。本研究为重金属修复提供了新思路,并通过揭示修复过程中重金属赋存形式与分布特征,为矿区土壤重金属污染修复的研究与应用提供理论参考。
陈敏[9]（2020）在《Sr、Cs污染土壤指示植物筛选及其生物标志物研究》文中研究说明放射性核素Sr、Cs是核裂变的主要产物,其半衰期较长,进入环境难以清除,长时间积累会对土壤环境产生难以恢复的放射性污染。目前国内外研究者针对放射性核素污染植物修复的研究较热,但利用植物对土壤核素污染生物监测方面的研究鲜有报道。本文针对核素Sr、Cs污染土壤的植物监测技术,利用高等植物作为研究对象,通过种子发芽试验初步判断受试植物的种子敏感性,再通过水培方法筛选出对Sr、Cs敏感植物作为Sr和Cs指示植物;最后通过盆栽试验,模拟土壤Sr、Cs污染,验证植物对Sr和Cs的指示作用,进一步探究Sr、Cs对植物生长形态和生理生化方面的影响,运用皮尔逊相关性分析、因子分析和聚类分析对植物生长量指标、生理生化指标和植物累积指标进行筛选,确定敏感植物的生物标志物。主要结论如下:（1）通过发芽试验,以种子发芽率和种子活性指数受抑制程度来判断种子对Sr、Cs的敏感性。7种草本植物（紫花苜蓿、紫云英、鲁冰花、三叶草、蛇莓、早熟禾、马齿苋）种子对单一Sr、单一Cs和Sr+Cs复合胁迫的敏感性不同,表现为:Sr+Cs处理>单一Cs处理>单一Sr处理。蛇莓种子在单一Sr、单一Cs和Sr+Cs处理下,表现均极敏感,其种子发芽率分别从对照70.33%降至13.33%、6.67%和5.67%,受到严重抑制,种子活力指数分别比对照降低86.59%、89.68%和92.25%,种子的芽和根长势较弱,不适合用于Sr、Cs敏感指示植物筛选。（2）通过水培试验,以植物生长指标综合判断4种植物（紫云英、紫花苜蓿、三叶草和鲁冰花）对Sr、Cs的敏感性。在单一Sr处理下,当处理浓度为0.11.0 mg/L时,4种植物生长受到不同程度促进,当处理浓度为2.0 mg/L时,三叶草生长受到抑制,其余3种植物生长与对照无显着差异,4种植物生长状况表现为:紫云英>鲁冰花>紫花苜蓿>三叶草;当单一Cs处理浓度为0.12.0 mg/L时,鲁冰花和紫花苜蓿生长受影响较小。在处理浓度达0.1 mg/L时,三叶草生长受到显着抑制,在处理浓度达1.0 mg/L时,紫云英生长受到抑制。4种植物生长状况表现为:紫花苜蓿>鲁冰花>紫云英>三叶草;在Sr+Cs复合处理下,4种植物生长均受到不同程度抑制。在处理浓度达0.1 mg/L时,三叶草生长受到显着抑制。在处理浓度达1.0 mg/L时,紫云英生长受到明显抑制。在处理浓度为2.0 mg/L时,紫花苜蓿和鲁冰花生长受到抑制。4种植物生长状况表现为:紫花苜蓿>鲁冰花>三叶草>紫云英;综合3种处理下各植物生长情况并结合植物叶片表观形态特征,筛选出三叶草和紫云英为Sr、Cs敏感植物。（3）在水培条件下,单一Sr处理对4种植物生长影响较小,未出现大量叶片缺绿和黄化现象。在受到Cs和Sr+Cs胁迫时,4种植物均产生中毒症状,出现叶片黄化现象,且各种植物叶片黄化特征不同。其中紫云英和三叶草叶片黄化现象最普遍,紫云英叶片黄化特征表现为叶片失水萎蔫,逐渐缺绿黄化。三叶草叶片黄化特征显着,易于辨识,表现为叶片黄化从边缘逐渐向叶片中心蔓延,直至整个叶片黄化干枯。随着处理时间的增加,黄化程度逐渐加深。在土培条件下,三叶草和紫云英叶片在单一Sr、单一Cs和Sr+Cs复合处理下,叶片黄化现象更显着,均在3种处理浓度达到20 mg/kg时,出现不同程度黄化,且黄化程度随处理浓度的升高而逐渐加深,但黄化特征与水培条件下有所差异,叶片多呈斑状黄化,严重时导致植株死亡。因此利用叶片黄化特征作为敏感指示植物生物标志物有待进一步研究。（4）在土培条件下,植物株高对土壤Sr、Cs的胁迫反应存在一定时间累积效应和剂量浓度效应。在植物移栽处理55天时,紫云英和三叶草各项生长指标均随处理浓度的升高逐渐降低,表现为株高、根长、生物量、叶片数和单株叶面积受到抑制。在单一Cs和Sr+Cs复合处理浓度为60 mg/kg和80 mg/kg时,三叶草植株全部死亡。在单一Sr、单一Cs和Sr+Cs复合处理浓度分别达80 mg/kg、80 mg/kg和60 mg/kg时,紫云英植株全部死亡。随着3种处理浓度的升高,三叶草和紫云英生理水平表现出活性清除系统遭到破坏,细胞膜脂过氧化程度加重,叶绿素含量降低。无论植物生长表现还是生理水平响应,都证实了三叶草和紫云英对Sr、Cs敏感。（5）通过对各指标的统计分析,发现在水培和土培条件下,植物累积指标均与处理浓度之间存在显着正相关（相关系数大于0.8）,植物体内Sr、Cs含量可量化Sr、Cs污染程度。在水培条件下,地上部干重更适合作为三叶草对Sr敏感的生物标志物。单株黄叶率、地上部鲜重和地上部干重更适合作为紫云英对Cs敏感的生物标志。单株黄叶率更适合作为三叶草对Cs敏感的生物标志物。植株冠径、单株黄叶率更适合作为紫云英对Sr+Cs复合污染敏感的生物标志。单株黄叶率更适合作为三叶草对Sr+Cs复合污染敏感的生物标志物。在土培条件下,由于与两种植物表现出更强的敏感性,植物对核素污染越敏感,其受胁迫程度越严重。植物生长状况相关指标更适合作为植物敏感的生物标志物,单株黄叶率、地上部干重、单株叶面积均适合作为植物生物标志物。
保琼莉,唐一然,保万魁,宋正国,黄益宗[10]（2020）在《镉对不同品种苜蓿种子萌发及幼苗生长的影响》文中进行了进一步梳理通过培养皿滤纸萌发实验,研究了不同Cd2+浓度(0、5、10、20、50、100、200mg·L-1)对7种苜蓿种子萌发和幼苗生长的影响。结果表明,5～20 mg·L-1的Cd2+处理对不同品种苜蓿的萌发指标有不同程度的促进效应,10 mg·L-1的处理显着增加了甘农1号和阿尔冈金的鲜重。Cd2+对不同品种苜蓿萌发指标的抑制效应差异较大:Cd2+浓度5～200、20～200、50～200和200 mg·L-1的处理分别显着降低了皇后、牧歌、中兰1号和中兰2号的发芽势; 50～200、100～200和200 mg·L-1的处理分别显着降低了中兰1号、牧歌（阿尔冈金）及中兰2号（皇后）的发芽率; 50～200、100～200和200 mg·L-1的处理分别显着降低了中兰1号、牧歌（阿尔冈金）和中兰2号（皇后）的发芽指数; 20～200 mg·L-1的处理均显着降低了所有品种苜蓿的活力指数; 50～200 mg·L-1的处理均显着降低所有品种的鲜重,不同Cd2+浓度对7种苜蓿的根长和/或芽长均有显着抑制效应。所有萌发指标中,发芽率、发芽指数和鲜重与Cd2+浓度之间的Pearson相关性达到极显着水平,Cd浓度的变化对这些指标变化的解释量均超过83%。利用隶属函数值综合评价7种苜蓿对Cd2+的耐受性,皇后以其高的发芽率及Cd2+耐受性,可作为修复重金属污染土壤的优推品种。
二、紫花苜蓿在柴油污染土壤中的萌发状况（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、紫花苜蓿在柴油污染土壤中的萌发状况（论文提纲范文）
（1）生菜、烟草及紫花苜蓿钒胁迫响应特征研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境中的钒概述 |
| 1.2 土壤钒污染现状 |
| 1.3 钒的危害 |
| 1.4 钒污染土壤修复 |
| 1.4.1 物理工程措施 |
| 1.4.2 化学修复技术 |
| 1.4.3 植物修复技术 |
| 1.5 研究背景、目的、内容 |
| 1.6 创新点 |
| 1.7 技术路线图 |
| 第二章 钒对种子萌发及幼苗生长的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.2.3 试验处理 |
| 2.2.4 测定指标 |
| 2.2.5 统计分析 |
| 2.3 结果分析 |
| 2.3.1 钒对种子发芽率及幼苗生长的影响 |
| 2.3.2 钒对发芽后幼苗株高、根长的影响 |
| 2.3.3 钒对幼苗干物质量、存活率及含水量的影响 |
| 2.3.4 紫花苜蓿种皮颜色、表面结构及元素变化 |
| 2.3.5 紫花苜蓿种皮元素化学态 |
| 2.3.6 紫花苜蓿种皮和幼苗钒浓度 |
| 2.3.7 紫花苜蓿根系活力和叶片游离脯氨酸 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 水培条件下钒对植物生长的影响及植物钒积累、转移特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验设计 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.2.3 测定指标 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果分析 |
| 3.3.1 钒对植物株高和根长的影响 |
| 3.3.2 钒对植物叶绿体色素的影响 |
| 3.3.3 钒对植物叶片花青素的影响 |
| 3.3.4 钒对叶片光合气体参数的影响 |
| 3.3.5 氧化胁迫和抗氧化防御 |
| 3.3.6 钒对植物叶片细胞膜透性的影响 |
| 3.3.7 钒在植物中的积累、转运与分配 |
| 3.3.8 钒对植物各组织干重及含水量的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 钒对株高、根长的影响 |
| 3.4.2 钒对叶片色素含量的影响 |
| 3.4.3 钒对叶片光合气体参数的影响 |
| 3.4.4 氧化胁迫和抗氧化防御 |
| 3.4.5 钒对叶片细胞膜的影响 |
| 3.4.6 植物钒积累、转运与分配 |
| 3.4.7 钒对植物干物质量及含水量的影响 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 水培条件下紫花苜蓿幼苗对钒胁迫响应的转录-代谢组学综合分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验设计 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验方法 |
| 4.2.3 样品预处理 |
| 4.2.4 非靶向代谢组学分析 |
| 4.2.5 转录组分析 |
| 4.2.6 转录组和代谢组综合分析 |
| 4.2.7 功能注释 |
| 4.2.8 数据分析 |
| 4.3 结果分析 |
| 4.3.1 代谢组学分析 |
| 4.3.2 转录测序分析 |
| 4.3.3 转录-代谢共分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 土培条件下钒对生菜、烟草、紫花苜蓿生长的影响及植物钒积累、转移特征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 采样区概况 |
| 5.2.2 试验材料 |
| 5.2.3 供试作物 |
| 5.3 试验设计和方法 |
| 5.3.1 植物培养 |
| 5.3.2 土样基本理化性质测定 |
| 5.3.3 土壤微生物高通量测序 |
| 5.3.4 数据分析 |
| 5.4 结果分析 |
| 5.4.1 钒对植物株高和根长的影响 |
| 5.4.2 植物钒积累、转运与分配 |
| 5.4.3 钒对植物干物质积累的影响 |
| 5.4.4 土壤微生物群落结构变化特征 |
| 5.4.5 土壤不同形态钒的变化 |
| 5.4.6 摄食含钒生菜的健康风险 |
| 5.5 讨论 |
| 5.5.1 钒对植物生长的影响 |
| 5.5.2 植物钒积累、转运与分配 |
| 5.5.3 根际微生物群落变化 |
| 5.5.4 土壤钒形态变化 |
| 5.6 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（2）芦苇、翅碱蓬、狗尾草配置设计模式对胶州湾滨海岸线石油污染土壤修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 世界相关背景 |
| 1.1.2 国内相关背景 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 研究内容与方法 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 国内外相关研究综述 |
| 2.1 相关概念 |
| 2.1.1 海岸线界定 |
| 2.1.2 植物群落基本配置模式 |
| 2.1.3 植物群落景观设计 |
| 2.2 石油污染土壤植物修复 |
| 2.2.1 生物修复 |
| 2.2.2 植物修复 |
| 2.3 石油污染土壤的植物修复研究 |
| 2.4 石油污染土壤的植物配置设计模式修复研究进展 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 植物种类的确定与实验设计 |
| 3.1 研究区基本概况 |
| 3.1.1 胶州湾滨海岸线自然环境 |
| 3.1.2 胶州湾滨海岸线植被特征 |
| 3.1.3 胶州湾滨海岸线石油污染概况 |
| 3.2 植物种类确定 |
| 3.2.1 野生观赏植物修复石油污染土壤概述 |
| 3.2.2 胶州湾滨海岸线自然植物群落实地调研分析 |
| 3.2.3 确定本研究的植物种类 |
| 3.3 实验设计与实验方法 |
| 3.3.1 实验设计 |
| 3.3.2 实验材料 |
| 3.3.3 实验方法 |
| 3.3.4 数据分析方法 |
| 第四章 三种植物七种配置模式对石油污染土壤的修复效果研究 |
| 4.1 三种植物七种配置模式实验组设计 |
| 4.1.1 实验组设计 |
| 4.1.2 实验组植物播种设计 |
| 4.2 实验室结果—石油污染对植物生长的影响 |
| 4.2.1 植物萌发分析 |
| 4.2.2 植物生长反应 |
| 4.3 实验室结果—七种不同植物配置模式对石油污染土壤的修复 |
| 4.3.1 植物生长关系及与石油降解率大小分析 |
| 4.3.2 七种不同植物配置模式对石油污染土壤的修复效果 |
| 4.4 本章小结 |
| 4.4.1 植物耐受性 |
| 4.4.2 七种不同植物配置模式对石油污染土壤的修复效果 |
| 第五章 三种植物不同数量比对石油污染土壤的修复效果研究 |
| 5.1 胶州湾石油污染岸线自然植物群落实地调研分析 |
| 5.2 三种植物不同数量比的五种配置设计模式实验组设计 |
| 5.2.1 实验组设计 |
| 5.2.2 实验组植物播种设计 |
| 5.3 狗尾草、芦苇、翅碱蓬三种植物不同数量比对石油污染土壤的修复 |
| 5.3.1 三种植物不同数量比的五种配置设计模式对石油烃降解率的测定方法 |
| 5.3.2 样地中三种植物不同数量比的五种植物配置模式占比与石油烃降解率分析 |
| 5.3.3 三种植物不同数量比的五种配置设计模式对石油污染土壤的修复效果 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 主要结论及研究展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表论文和参与科研项目 |
| 致谢 |
（3）镉、镍单一/复合胁迫对紫花苜蓿种子及幼苗的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 土壤中重金属污染来源及危害 |
| 1.1.2 土壤重金属污染现状及特点 |
| 1.1.3 土壤重金属污染的修复技术 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 重金属单一/复合胁迫时对植物的影响 |
| 1.2.2 紫花苜蓿对重金属胁迫的响应 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 试验材料与测定方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.1.3 Hoagland营养液 |
| 2.2 .试验设计 |
| 2.2.1 幼苗培养试验设计 |
| 2.2.2 Cd、Ni单一胁迫试验处理设计 |
| 2.2.3 Cd、Ni复合胁迫试验处理设计 |
| 2.3 指标测定方法 |
| 2.3.1 苜蓿生长指标测定 |
| 2.3.2 重金属含量测定 |
| 2.3.3 根细胞活力测定 |
| 2.3.4 活性氧(ROS)含量测定 |
| 2.3.5 丙二醛(MDA)含量测定 |
| 2.3.6 抗氧化酶含量测定 |
| 2.3.7 渗透性调节物质含量测定 |
| 2.3.8 叶绿素含量测定 |
| 2.4 数据处理与分析方法 |
| 2.4.1 统计方差检验分析 |
| 2.4.2 Person相关性分析 |
| 2.4.3 主成分分析 |
| 2.4.4 热点图分析 |
| 第三章 Cd、Ni单一胁迫对紫花苜蓿幼苗的生长和生理影响 |
| 3.1 Cd、Ni单一胁迫对紫花苜蓿幼苗生长指标的影响 |
| 3.1.1 Cd单一胁迫对苜蓿萌发生长指标的影响 |
| 3.1.2 Ni单一胁迫对苜蓿萌发生长指标的影响 |
| 3.2 Cd、Ni单一胁迫对紫花苜蓿幼苗对生理指标的影响 |
| 3.2.1 Cd、Ni单一胁迫对紫花苜蓿幼苗对Cd、Ni的积累 |
| 3.2.2 Cd、Ni单一胁迫对紫花苜蓿根细胞活力的影响 |
| 3.2.3 Cd、Ni单一胁迫对紫花苜蓿活性氧含量的影响 |
| 3.2.4 Cd、Ni单一胁迫对紫花苜蓿丙二醛(MDA)含量的影响 |
| 3.2.5 Cd、Ni单一胁迫对紫花苜蓿抗氧化酶活性的影响 |
| 3.2.6 Cd、Ni单一胁迫对紫花苜蓿渗透性调节物质含量的影响 |
| 3.2.7 Cd、Ni单一胁迫对紫花苜蓿叶绿素含量的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 Cd-Ni复合胁迫对紫花苜蓿幼苗的生长和生理影响 |
| 4.1 Cd-Ni复合胁迫对紫花苜蓿幼苗对生长的影响 |
| 4.2 Cd-Ni复合胁迫紫花苜蓿幼苗对生理指标的影响 |
| 4.2.1 Cd-Ni复合胁迫紫花苜蓿幼苗对Cd、Ni的积累 |
| 4.2.2 Cd-Ni复合胁迫对紫花苜蓿根细胞活力的影响 |
| 4.2.3 Cd-Ni复合胁迫对紫花苜蓿活性氧(ROS)含量的影响 |
| 4.2.4 Cd-Ni复合胁迫对紫花苜蓿丙二醛(MDA)含量的影响 |
| 4.2.5 Cd-Ni复合胁迫对紫花苜蓿抗氧化酶活性的影响 |
| 4.2.6 Cd-Ni复合胁迫对紫花苜蓿渗透性调节物质含量的影响 |
| 4.2.7 Cd-Ni复合胁迫对紫花苜蓿叶绿素含量的影响 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 数据处理和分析 |
| 5.1 Pearson相关性分析 |
| 5.1.1 生长指标相关性分析 |
| 5.1.2 生理指标相关性分析 |
| 5.2 主成分分析 |
| 5.2.1 生长指标主成分分析 |
| 5.2.2 生理指标主成分分析 |
| 5.3 热点图分析 |
| 5.3.1 生长指标热点图分析 |
| 5.3.2 生理指标热点图分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（4）不同营养水平和EDDS联合诱导紫花苜蓿修复镉污染土壤研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.2 重金属污染土壤的植物修复技术 |
| 1.3 无机营养元素在植物修复中的应用 |
| 1.4 螯合剂在植物修复中的应用 |
| 1.5 紫花苜蓿的重金属污染土壤修复潜力 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.6.1 研究目的及意义 |
| 1.6.2 创新点 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 分析指标及其测定方法 |
| 2.3.1 样品采集及保存 |
| 2.3.2 植物生长指标测定 |
| 2.3.3 土壤样品p H的测定 |
| 2.3.4 土壤酶活性测定 |
| 2.3.5 土壤样品中Cd总量测定 |
| 2.3.6 植物样品中Cd总量测定 |
| 2.3.7 土壤Cd各形态含量的测定 |
| 2.4 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 无机营养对紫花苜蓿修复Cd污染土壤的影响 |
| 3.1.1 无机营养对紫花苜蓿生长及Cd积累的影响 |
| 3.1.2 无机营养处理对土壤Cd形态的影响 |
| 3.1.3 无机营养对紫花苜蓿修复Cd污染土壤效果的影响 |
| 3.1.4 无机营养对土壤理化性质的影响 |
| 3.2 EDDS对紫花苜蓿修复Cd污染土壤的影响 |
| 3.2.1 EDDS对紫花苜蓿生长及Cd积累的影响 |
| 3.2.2 EDDS对土壤Cd形态的影响 |
| 3.2.3 EDDS对紫花苜蓿修复Cd污染土壤效果的影响 |
| 3.2.4 EDDS对土壤理化性质的影响 |
| 3.3 无机营养与EDDS联合对紫花苜蓿修复Cd污染土壤的影响 |
| 3.3.1 无机营养联合EDDS对紫花苜蓿生长及Cd积累的影响 |
| 3.3.2 无机营养联合EDDS对土壤Cd形态的影响 |
| 3.3.3 无机营养联合EDDS对紫花苜蓿修复Cd污染土壤效果的影响 |
| 3.3.4 无机营养联合EDDS对土壤理化性质的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 无机营养联合EDDS对紫花苜蓿生长及Cd积累的影响 |
| 4.2 无机营养联合EDDS对土壤Cd形态变化的影响 |
| 4.3 无机营养联合EDDS诱导紫花苜蓿修复Cd污染土壤效果评价 |
| 5 结论 |
| 6 存在的问题与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（5）生态修复中耐盐植物应对盐、碱和干旱胁迫的生长规律（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 盐碱地生态修复耐盐植物的选择 |
| 1.3 不同胁迫对耐盐植物的影响 |
| 1.3.1 盐胁迫对植物的影响 |
| 1.3.2 干旱胁迫对植物的影响 |
| 1.4 植物对胁迫的响应表征 |
| 1.4.1 耐盐植物萎蔫系数 |
| 1.4.2 植物的干重、鲜重及含水率 |
| 1.4.3 植物体内的的脯氨酸 |
| 1.5 耐盐植物生态需水研究现状 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 研究地区自然概况 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 野外控制实验设计 |
| 2.2.2 室内模拟实验设计 |
| 2.3 植物样品采集与分析 |
| 2.3.1 萎蔫系数的测定 |
| 2.3.2 鲜重、干重及盐耐受指数的测定 |
| 2.3.3 脯氨酸的测定 |
| 2.3.4 植被全生长期需水量的测定 |
| 2.4 统计方法 |
| 3 干旱胁迫下耐盐植物的理化性质分析 |
| 3.1 干旱胁迫对植物累积萌发率的影响 |
| 3.2 干旱胁迫对植物萎蔫系数及临界需水量的影响 |
| 3.3 干旱胁迫下植物体内的脯氨酸上升曲线 |
| 3.4 干旱胁迫下三种耐盐植物日需水强度及需水量 |
| 3.5 讨论与小结 |
| 4 盐胁迫下紫花苜蓿及草木樨的理化性质分析 |
| 4.1 盐胁迫对植物种子累积萌发率的影响 |
| 4.2 盐胁迫对植物盐耐受指数的影响 |
| 4.3 盐胁迫下植物体内的脯氨酸上升曲线 |
| 4.4 讨论与小结 |
| 5 碱胁迫下紫花苜蓿及草木樨的理化性质分析 |
| 5.1 碱胁迫对植物种子累积萌发率的影响 |
| 5.2 碱胁迫下植物体内的脯氨酸上升曲线 |
| 5.3 讨论与小结 |
| 6 交互胁迫下紫花苜蓿及草木樨的理化性质研究 |
| 6.1 盐及干旱交互胁迫对植物理化性质的影响 |
| 6.1.1 盐及干旱交互胁迫对植物种子累积萌发率的影响 |
| 6.1.2 盐及干旱交互胁迫下植物体内的脯氨酸上升曲线 |
| 6.2 盐及碱交互胁迫胁迫对植物理化性质的影响 |
| 6.2.1 盐及碱交互胁迫对植物种子累积萌发率的影响 |
| 6.2.2 盐及碱交互胁迫下植物体内的脯氨酸上升曲线 |
| 6.3 耐盐植物生态修复适用性评价 |
| 6.4 讨论与小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（6）外源有机质对重金属镉在水稻中迁移转化的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤镉污染概述 |
| 1.1.1 我国土壤镉污染现状 |
| 1.1.2 农田土壤镉污染的人为来源 |
| 1.1.3 镉在土壤中的赋存形态 |
| 1.2 镉对人体的毒害作用 |
| 1.3 水稻镉污染的研究 |
| 1.3.1 镉对水稻生理代谢的影响 |
| 1.3.2 镉对水稻细胞结构的影响 |
| 1.3.3 镉在水稻体内的分配及转运机制 |
| 1.3.4 水稻耐镉胁迫的机制 |
| 1.4 镉有效性的影响因素 |
| 1.4.1 土壤pH值 |
| 1.4.2 土壤氧化还原电位 |
| 1.4.3 土壤有机质含量 |
| 1.4.4 其他影响因素 |
| 1.5 镉污染土壤常用修复技术 |
| 1.5.1 工程修复 |
| 1.5.2 化学修复 |
| 1.5.3 生物修复 |
| 1.5.4 农艺修复 |
| 1.6 我国有机物料利用现状及意义 |
| 1.6.1 我国有机物料养分资源状况 |
| 1.6.2 我国有机物料利用现状 |
| 1.6.3 施用有机物料对镉污染土壤的意义 |
| 1.7 研究意义、内容及技术路线 |
| 1.7.1 研究意义及目的 |
| 1.7.2 主要研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 水分管理下有机质对水稻镉积累的阻控效果 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试材料 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.1.3 测定项目及方法 |
| 2.1.4 数据统计分析与质量控制 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 不同水分管理下外源有机质对水稻生长及镉积累的影响 |
| 2.2.2 不同水分管理下外源有机质对水稻土壤理化性质及镉行为的影响 |
| 2.2.3 不同水分管理下外源有机质对水稻土壤Fe~(2+)含量的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 有机质对水稻积累镉的阻控机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 测定项目及方法 |
| 3.1.4 数据统计分析与质量控制 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 蚓粪有机质对水稻生长及镉积累的影响 |
| 3.2.2 蚓粪有机质对水稻土壤理化性质及镉行为的影响 |
| 3.2.3 蚓粪有机质对镉在土壤-水稻系统中迁移转运的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 不同来源有机质对水稻镉积累的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.1.3 测定项目及方法 |
| 4.1.4 数据统计分析与质量控制 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同来源有机质对水稻生长及镉积累的影响 |
| 4.2.2 不同来源有机质对水稻土壤理化性质及镉行为的影响 |
| 4.2.3 不同来源有机质对镉在土壤-水稻系统中迁移转运的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（7）油蒿及其根围丛枝菌根真菌共生修复石油污染土壤潜力研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 国内外研究背景 |
| 1.1.1 丛枝菌根真菌简介 |
| 1.1.2 丛枝菌根真菌与植物共生机理 |
| 1.1.3 丛枝菌根真菌修复石油污染土壤研究现状 |
| 1.2 油蒿简介 |
| 1.3 研究目的意义和主要内容 |
| 1.3.1 目的和意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 研究创新点 |
| 第二章 石油烃污染条件下油蒿种子发芽率研究 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 试验设计 |
| 2.2.2 测定方法 |
| 2.3 相关计算与数据处理 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 不同石油烃污染浓度对植物种子萌发的影响 |
| 2.4.2 不同石油烃污染浓度对植物叶片总叶绿素的影响 |
| 2.4.3 不同石油烃污染浓度对植物叶片过氧化氢酶活性的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 油蒿降解土壤石油烃污染物的潜力研究 |
| 3.1 试验材料 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 试验设计 |
| 3.2.2 测定方法 |
| 3.3 相关计算与数据处理 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 接种AM真菌对油蒿降解石油烃污染物的增效研究 |
| 4.1 试验材料 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 试验设计 |
| 4.2.2 测定方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同AM真菌接种量对油蒿生长指标的影响 |
| 4.3.2 油蒿及其根围AM真菌联合作用对石油烃污染物的降解 |
| 4.3.3 不同AM真菌接种量下油蒿耐受力相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 石油污染土壤中油蒿根围AM真菌性状研究 |
| 5.1 试验材料 |
| 5.1.1 主要试剂 |
| 5.1.2 主要设备 |
| 5.2 试验测定方法 |
| 5.2.1 AM真菌菌根侵染率的测定 |
| 5.2.2 AM真菌孢子密度的测定 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 不同石油烃污染浓度对油蒿根围AM真菌侵染率的影响 |
| 5.3.2 不同石油烃污染浓度对油蒿根围AM真菌孢子密度的影响 |
| 5.3.3 土壤中AM真菌多样性及油蒿根围AM真菌孢子形态 |
| 5.3.4 真菌侵染率与土壤理化性质相关性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 野外条件下油蒿降解土壤石油烃试验研究 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 样地概况 |
| 6.1.2 试验设计 |
| 6.1.3 试验方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 不同石油烃浓度下油蒿对石油烃的降解率 |
| 6.2.2 野外修复试验与盆栽试验对比分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间研究成果 |
（8）热转化锯木屑联合草本植物修复矿区土壤重金属污染研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写和符号清单 |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 矿区土壤重金属污染现状 |
| 2.1.1 矿区土壤重金属污染分布 |
| 2.1.2 矿区土壤重金属污染来源 |
| 2.1.3 贵州矿区土壤重金属污染现状 |
| 2.2 热转化生物质修复土壤重金属污染研究 |
| 2.2.1 热转化生物质的制备及特性 |
| 2.2.2 热转化生物质修复重金属污染机理 |
| 2.2.3 热转化生物质修复重金属污染现状 |
| 2.3 植物修复土壤重金属污染研究 |
| 2.3.1 植物修复重金属污染机理 |
| 2.3.2 植物修复重金属污染现状 |
| 2.3.3 植物修复强化措施 |
| 2.4 热转化生物质联合植物修复重金属污染研究 |
| 2.4.1 联合修复对土壤重金属的影响 |
| 2.4.2 联合修复对土壤环境的影响 |
| 2.4.3 联合修复对植物生长的影响 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究目的 |
| 3.2 研究内容 |
| 3.3 技术路线 |
| 3.4 研究方案 |
| 3.4.1 试验材料 |
| 3.4.2 热转化锯木屑修复重金属试验 |
| 3.4.3 草本植物修复重金属试验 |
| 3.4.4 材料与植物联合修复土壤重金属试验 |
| 3.5 分析方法 |
| 3.5.1 土壤重金属指标 |
| 3.5.2 土壤理化指标 |
| 3.5.3 植物重金属指标 |
| 3.5.4 植物生理生化指标 |
| 3.5.5 试验仪器 |
| 3.6 数据处理和统计分析 |
| 3.6.1 数据处理 |
| 3.6.2 土壤污染评价 |
| 3.6.3 吸附模型分析 |
| 4 研究区土壤重金属污染特征研究 |
| 4.1 土壤样品采集 |
| 4.2 土壤参数分析 |
| 4.3 土壤重金属污染来源分析 |
| 4.3.1 重金属相关性分析 |
| 4.3.2 重金属主成分分析 |
| 4.4 土壤重金属污染水平分析 |
| 4.4.1 地累积指数分析 |
| 4.4.2 潜在生态风险分析 |
| 4.5 土壤修复污染背景分析 |
| 4.6 小结 |
| 5 热转化锯木屑对重金属污染修复研究 |
| 5.1 材料基本性质 |
| 5.2 水溶液重金属吸附过程研究 |
| 5.2.1 吸附影响因素研究 |
| 5.2.2 吸附等温过程研究 |
| 5.2.3 吸附动力学过程研究 |
| 5.2.4 脱吸附及再吸附过程研究 |
| 5.2.5 二元金属体系竞争吸附研究 |
| 5.2.6 吸附行为研究 |
| 5.3 土壤重金属稳定过程研究 |
| 5.3.1 重金属浸出毒性研究 |
| 5.3.2 重金属生物有效性研究 |
| 5.3.3 重金属形态研究 |
| 5.4 土壤中Pb分子形态的影响研究 |
| 5.4.1 土壤Pb元素XANES光谱研究 |
| 5.4.2 土壤含Pb化合物组成拟合研究 |
| 5.4.3 添加材料对Pb污染的修复机理研究 |
| 5.5 热转化锯木屑修复潜力分析 |
| 5.6 小结 |
| 6 草本植物对土壤重金属污染修复研究 |
| 6.1 植物对污染土壤的修复潜力研究 |
| 6.1.1 植物对重金属去除能力研究 |
| 6.1.2 植物对重金属固定能力研究 |
| 6.2 植物在污染土壤中的耐性研究 |
| 6.2.1 重金属对植物长度影响 |
| 6.2.2 重金属对植物酶活影响 |
| 6.3 植物修复对土壤环境的影响研究 |
| 6.3.1 土壤酶活变化 |
| 6.3.2 土壤微生物群落变化 |
| 6.4 植物体内Pb的分子形态研究 |
| 6.4.1 植物体内Pb的XANES光谱分析 |
| 6.4.2 植物体内含Pb化合物组成分析 |
| 6.4.3 植物对土壤Pb污染的修复机理分析 |
| 6.5 小结 |
| 7 材料与植物联合修复土壤重金属污染研究 |
| 7.1 联合修复过程对土壤重金属的影响研究 |
| 7.1.1 土壤重金属含量变化 |
| 7.1.2 土壤重金属浸出毒性及生物有效性变化 |
| 7.1.3 土壤重金属形态变化 |
| 7.2 联合修复过程对根际土壤环境影响研究 |
| 7.2.1 根际土壤DOM变化 |
| 7.2.2 根际土壤酶活变化 |
| 7.2.3 根际土壤微生物群落变化 |
| 7.3 联合修复过程对植物的影响研究 |
| 7.3.1 植物根系分泌物变化 |
| 7.3.2 植物体内酶活变化 |
| 7.3.3 植物地上及根部重金属含量分布 |
| 7.3.4 植物亚细胞组织重金属含量分布 |
| 7.4 联合修复对Pb在植物体分布影响研究 |
| 7.4.1 根组织中Pb分布研究 |
| 7.4.2 叶组织中Pb分布研究 |
| 7.5 联合修复潜力分析 |
| 7.6 小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（9）Sr、Cs污染土壤指示植物筛选及其生物标志物研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 土壤核素污染的来源 |
| 1.1.2 土壤Sr、Cs污染危害 |
| 1.1.3 放射性核素污染监测方法 |
| 1.2 生物监测技术及研究进展 |
| 1.2.1 生物监测概念和原理 |
| 1.2.2 生物监测技术在生态环境中的应用 |
| 1.3 指示植物在生物监测中的应用 |
| 1.3.1 指示植物生理基础 |
| 1.3.2 指示植物法在重金属监测中的应用 |
| 1.4 论文研究目的和意义 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.1.1 供试植物 |
| 2.1.2 主要试剂 |
| 2.1.3 主要仪器 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 发芽试验设计 |
| 2.2.2 水培试验设计 |
| 2.2.3 土培试验设计 |
| 2.3 指标测定和方法 |
| 2.3.1 发芽试验指标测定及方法 |
| 2.3.2 水培试验指标测定及方法 |
| 2.3.3 土培试验指标测定及方法 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 3.结果与分析 |
| 3.1 单一Sr、单一Cs和 Sr+Cs复合胁迫对7 种植物种子发芽的影响 |
| 3.1.1 单一Sr胁迫下7 种植物发芽情况比较 |
| 3.1.2 单一Cs胁迫下7 种植物种子发芽情况比较 |
| 3.1.3 Sr+Cs胁迫下7 种植物种子发芽情况比较 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 水培条件下单一Sr、单一Cs和 Sr+Cs复合胁迫敏感植物筛选 |
| 3.2.1 单一Sr、单一Cs和 Sr+Cs复合处理下4 种植物生长表观特征 |
| 3.2.2 单一Sr、单一Cs和 Sr+Cs复合处理下植物生长状况比较 |
| 3.2.3 单一Sr、单一Cs和 Sr+Cs复合处理对4 种植物根冠比的影响 |
| 3.2.4 单一Sr、单一Cs和 Sr+Cs复合处理对4 种植物生理生化的影响 |
| 3.2.5 4种植物对Sr和 Cs吸收、富集和转运 |
| 3.2.6 生物标志物筛选 |
| 3.2.7 小结 |
| 3.3 土培条件下Sr、Cs和 Sr+Cs对2 种植物生长的影响 |
| 3.3.1 Sr、Cs和 Sr+Cs对三叶草和紫云英表观形态的影响 |
| 3.3.2 Sr、Cs和 Sr+Cs对三叶草和紫云英生长的影响 |
| 3.3.3 单一 Sr、单一 Cs 和 Sr+Cs 复合处理对 2 种植物生物量的影响 |
| 3.3.4 单一Sr、单一Cs和 Sr+Cs复合处理对2 种植物生理生化的影响 |
| 3.3.5 三叶草和紫云英对Sr和 Cs吸收、富集和转运 |
| 3.3.6 生物标志物指筛选 |
| 3.3.7 小结 |
| 4.讨论 |
| 4.1 单一Sr、单一Cs和 Sr+Cs复合胁迫对7 种植物种子发芽的影响 |
| 4.2 单一Sr、单一Cs和 Sr+Cs复合胁迫对植物生长的影响 |
| 4.2.1 单一Sr、单一Cs和 Sr+Cs复合胁迫对植物叶片形态特征影响 |
| 4.2.2 单一Sr、单一Cs和 Sr+Cs复合胁迫对植物生长的影响 |
| 4.3 单一Sr、单一Cs和 Sr+Cs复合胁迫对植物生理生化的影响 |
| 4.4 植物对Sr、Cs和 Sr+Cs的吸收和富集 |
| 5.结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
（10）镉对不同品种苜蓿种子萌发及幼苗生长的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 Cd胁迫处理 |
| 1.3 种子发芽试验 |
| 1.4 耐性综合评价 |
| 1.5 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 不同Cd2+浓度对7种苜蓿种子发芽势、发芽率、发芽指数及活力指数的影响 |
| 2.2 不同Cd2+浓度对7种苜蓿幼苗生长的影响 |
| 2.3 7种苜蓿萌发期不同指标与Cd2+浓度之间的Pearson相关性分析及耐Cd2+性综合评价 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
四、紫花苜蓿在柴油污染土壤中的萌发状况（论文参考文献）
- [1]生菜、烟草及紫花苜蓿钒胁迫响应特征研究[D]. 武振中. 兰州大学, 2021
- [2]芦苇、翅碱蓬、狗尾草配置设计模式对胶州湾滨海岸线石油污染土壤修复研究[D]. 王盼盼. 青岛理工大学, 2021(02)
- [3]镉、镍单一/复合胁迫对紫花苜蓿种子及幼苗的影响研究[D]. 张晓宇. 沈阳化工大学, 2021(02)
- [4]不同营养水平和EDDS联合诱导紫花苜蓿修复镉污染土壤研究[D]. 吴仁杰. 兰州交通大学, 2021(02)
- [5]生态修复中耐盐植物应对盐、碱和干旱胁迫的生长规律[D]. 张乃元. 北京林业大学, 2020(02)
- [6]外源有机质对重金属镉在水稻中迁移转化的影响[D]. 张晓绪. 扬州大学, 2020(04)
- [7]油蒿及其根围丛枝菌根真菌共生修复石油污染土壤潜力研究[D]. 杨燕. 延安大学, 2020(12)
- [8]热转化锯木屑联合草本植物修复矿区土壤重金属污染研究[D]. 张言. 北京科技大学, 2020(01)
- [9]Sr、Cs污染土壤指示植物筛选及其生物标志物研究[D]. 陈敏. 西南科技大学, 2020(08)
- [10]镉对不同品种苜蓿种子萌发及幼苗生长的影响[J]. 保琼莉,唐一然,保万魁,宋正国,黄益宗. 生态学杂志, 2020(05)