一、Cr~(3+),Cr~(6+)及其复合污染对狐尾藻的毒害作用（论文文献综述）
柴露露[1]（2019）在《阴离子表面活性剂LAS和多环芳烃萘对两种漂浮植物的效应探究》文中指出水环境污染一直是全球备受关注的重大问题之一。以直链烷基苯磺酸盐（Linear alkylbenzene sulfonates,LAS）为主的阴离子表面活性剂是工业和家用洗涤剂中最常用的原料之一。随着工业废水和生活污水的大量排放,LAS已成为水体环境中常见的有机污染物。多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）是环境中广泛存在的持久性有机污染物,因具有较强的致癌、致畸和致突变性而被美国环保局列为环境优先监测污染物。萘（Naphthalene,NAP）是水体中含量最高的PAHs之一,因具有较高水溶性从而易被植物富集并在水生生态系统中积累。自然界水生态系统中植物很少会暴露在单一污染物中,LAS往往作为洗涤剂来洗脱沉积物中的PAHs,二者在水体中同时存在的风险越来越高。作为水环境中分布广泛且潜在危害逐日递增的两种污染物,探究LAS和NAP的相互作用和联合效应对评价其环境行为和生态风险具有重要的意义。漂浮植物往往直接暴露在水环境中,不与底泥接触,极适合用于水体生态安全评估和修复。本研究中选取紫萍（Spirodela polyrhiza（L.）Schleid.）和水鳖（Hydrocharis dubia（Bl.）Backer）作为研究对象,探究了漂浮植物对表面活性剂LAS和多环芳烃NAP单一及复合污染体系的响应,研究结果如下:（1）单一及复合LAS和NAP对紫萍的短期效应探究实验。本实验设置单一LAS/NAP均为0.5、2.5、5、10 mg/L四个浓度梯度,复合LAS+NAP为0.5+0.5、2.5+2.5、5+5和10+10 mg/L四个梯度,进行为期共14天的短期探究实验。结果发现短期胁迫下,单一LAS诱导紫萍显示出一定的毒物兴奋效应,即低促高抑。且这种毒物兴奋效应随着处理时间延长而减弱。其中过氧化物酶（POD）和过氧化氢酶（CAT）是保护紫萍免受LAS损伤的敏感指标和主要抗氧化酶。0.5-10 mg/L浓度的NAP对紫萍毒性微弱或无显着的毒性作用。单一NAP胁迫可以使紫萍丙二醛（MDA）含量增高,膜脂受到一定损害,随着NAP胁迫暴露时间增加,紫萍对NAP毒性有一定的适应性,短期NAP胁迫下紫萍的抗氧化酶系统中超氧化物歧化酶（SOD）、POD和CAT酶反应消极,无显着变化。14天复合LAS+NAP污染对紫萍有较强的胁迫作用,且毒性为剂量依赖性,联合毒性评估结果表明,当LAS和NAP浓度≥5+5 mg/L时,LAS和NAP对紫萍有较强的协同作用,相比于NAP,LAS起着更主要的毒性作用。POD酶是LAS+NAP复合胁迫时紫萍的主要保护酶。（2）单一及复合LAS和NAP对水鳖的短期和中长期效应探究实验。本实验设置单一LAS/NAP为0.5、5、10、20 mg/L四个浓度梯度,复合LAS+NAP为0.5+0.5、5+5、10+10和20+20 mg/L四个梯度,在处理后14天（短期）和28天（中长期）进行监测探究。我们发现单一LAS胁迫对水鳖的毒性是剂量依赖性的。结合生理生化指标来看,短期LAS暴露下,随着浓度递增,水鳖MDA含量先升后降,可溶性糖和可溶性蛋白质表现出先下降后上升的趋势,SOD活性和POD活性上升,起到保护作用;中长期暴露后,水鳖可从低浓度（0.5 mg/L）的LAS伤害中恢复,POD酶活性增高保护水鳖细胞。而较高浓度（≥5 mg/L）LAS浓度会对水鳖造成生理损伤,MDA在最高处理组显着下降,可溶性糖含量和CAT活性随浓度增加表现出先升后降的趋势,可溶性蛋白质含量、SOD酶活性组间逐渐上升,这些指标的变化说明水鳖对LAS有一定的抗逆性。在单一NAP胁迫研究中,我们发现短期NAP胁迫时,水鳖生理表现出受害反应。CAT酶是水鳖应对NAP刺激的敏感酶。可溶性蛋白质和SOD酶是高浓度NAP胁迫下水鳖体内主要的保护物质;中长期暴露后,水鳖对较低NAP浓度（≤5 mg/L）具有抗逆性,可适应并缓解毒害作用,当NAP处理浓度≥10 mg/L时,对水鳖造成伤害,水鳖根系活力也下降,SOD、APX酶活性以及可溶性糖含量随着浓度升高而逐渐增加,起到主要的保护作用。短期复合LAS+NAP胁迫对水鳖叶片细胞的生理生化指标造成显着影响。多数指标表现出受抑制作用,SOD、CAT活性上升,起到保护作用;中长期LAS+NAP胁迫时,水鳖多数生长指标都表现出剂量依赖性的受害响应,根系活力也显着降低,较高浓度的LAS+NAP毒害（≥10+10 mg/L）对水鳖的根部造成了更显着的伤害。复合作用评估发现当LAS+NAP浓度≥5+5 mg/L时,LAS和NAP对水鳖有较强的拮抗作用,且对茎叶和根部的复合作用不完全相同。中长期复合LAS和NAP胁迫下,水鳖的生理生化响应更消极,受到更显着的伤害。本研究中水鳖对高浓度LAS毒害的耐受性比紫萍强,在NAP和LAS+NAP复合毒害中也观察到水鳖更强的抗逆性,紫萍则相对敏感。当LAS和NAP浓度≥5+5 mg/L时,LAS和NAP对紫萍有较强的协同作用,而对水鳖的复合作用表现为拮抗。可见表面活性剂和PAHs在水生生态系统中的复合污染效应较为复杂,具有一定潜在风险。在此基础上可以认为紫萍更适合作为水生态系统中LAS和NAP复合污染风险的敏感监测植物,而水鳖具有成为水生生态系统中LAS和NAP修复植物的潜力。
林海,殷文慧,董颖博,李冰[2]（2019）在《沉水植物对逆境胁迫的响应研究进展》文中进行了进一步梳理沉水植物在水生生态系统中发挥着重要作用,尤其是在污染水体中的恢复与重建已成为水环境生态修复研究的重点,重金属、有机物和高营养盐等是影响沉水植物生长的主要环境污染胁迫因子,探索沉水植物在逆境胁迫条件下的适应能力是当前研究需要解决的关键问题之一。综述了沉水植物在重金属、有机物和高营养盐逆境胁迫下生理形态和抗氧化系统变化的研究情况,旨在深入了解沉水植物对逆境胁迫的耐受机制,为生态环境修复中沉水植物的筛选与重建提供理论依据。
董龙香,程俊茗,胡鲲,杨先乐[3]（2017）在《波吉卵囊藻对重金属铬的耐受性研究》文中研究说明为了研究波吉卵囊藻对重金属铬的耐受性,向波吉卵囊藻（Oocystis borgei）培养液中加入不同质量浓度的重铬酸钾,铬（Ⅵ）浓度依次为:0、2.5、5.0、7.5、10.0、12.5、15.0 mg/L。每天定时测定波吉卵囊藻藻细胞密度、叶绿素a含量以及藻蛋白含量。结果表明波吉卵囊藻在铬浓度≤5.0 mg/L时,随着培养时间的增长,藻细胞密度、叶绿素a含量和蛋白含量均增加,且高于空白对照组指标;波吉卵囊藻在铬离子浓度5.07.5 mg/L时,随着培养时间的增长,藻细胞密度增多,叶绿素a含量增加;铬离子浓度≤7.5 mg/L时,蛋白含量随着铬离子浓度的增加;也相应增加;波吉卵囊藻在铬离子浓度>10.0 mg/L时,随着培养时间的增长,藻细胞密度不变,叶绿素a含量与蛋白含量增加显着小于空白组。实验得出低浓度铬（Ⅵ）（≤5.0 mg/L）能够促进波吉卵囊藻生长,提高藻胆蛋白和叶绿素a含量,当铬（Ⅵ）浓度超过7.5 mg/L时,藻胆蛋白含量降低,波吉卵囊藻生长受到抑制,并且随着铬离子浓度的增加,抑制作用增大;总体而言,铬离子对波吉卵囊藻生长表现为双重作用,波吉卵囊藻对铬有一定的耐受性。
董龙香[4]（2017）在《波吉卵囊藻对重金属铬的耐受性及吸附性研究》文中研究说明由于重金属污染日益加剧,水资源安全每况愈下,铬作为最严重的重金属污染物之一,严重威胁着地球生物的健康。多价态铬中尤以六价铬毒性最强,近年来,在降低铬（Cr）毒性、减少铬污染的研究中,更多的视角转向利用生物吸附材料进行吸附铬的研究,众多研究证实藻类具有吸附重金属特性,以其存在广泛、经济环保等优点深受研究者们的青睐。本文以波吉卵囊藻（Oocystis borgei）为实验材料,研究其对重金属Cr（Ⅵ）的耐受性和吸附性,为降低水体铬污染提供理论方法和应用指导。本文主要从两个角度开展实验,即波吉卵囊藻对Cr（Ⅵ）的耐受性方面和吸附效果方面。1波吉卵囊藻对Cr（Ⅵ）的耐受性Cr（Ⅵ）浓度在2.5、5.0、7.5、10.0、12.5、15.0 mg/L下,定时测定藻细胞浓度、叶绿素a和藻蛋白含量,结果显示:当铬浓度小于5.0 mg/L时,随着铬浓度的增加,藻细胞浓度增加,叶绿素a和藻蛋白含量相继增加;当铬浓度增加到7.5 mg/L时,藻细胞浓度和叶绿素a含量减少（P>0.05）,低于对照组含量但差异不显着,藻蛋白含量仍继续增加达到最大值;当铬含量大于10.0 mg/L时,藻细胞浓度和叶绿素a含量以及藻蛋白含量随着铬的增加呈不断下降走势;当铬浓度达到15.0 mg/L时,培养12天后藻细胞个数较初始值小。从以上实验结果可以总结出波吉卵囊藻对重金属铬（Ⅵ）的耐受性最适浓度为7.5 mg/L,15 mg/L为藻类的生长临界值。2波吉卵囊藻对Cr（Ⅵ）的吸附性在藻类吸附实验中,分别从吸附时间、吸附条件（pH）、吸附剂含量、被吸附物质含量、吸附剂活性角度进行实验研究。当吸附10 min时,新鲜藻和灭活藻吸附过程分别完成87.8%和81.0%,在10 min至120 min内,藻对铬的吸附过程均完成,说明藻有无活性不影响对铬的吸附速度。不同初始铬浓度对灭活藻和新鲜藻吸附影响实验中,当铬浓度在1.0100.0 mg/L时,铬浓度的增加利于吸附效率的提高,铬浓度为100.0200.0 mg/L时,吸附效率反而不断降低,在100.0 mg/L时新鲜藻和灭活藻均达到最大的吸附效率91.2%和93.1%。研究发现初始藻量（吸附剂）的增加有利于吸附效率的提高,但吸附效率增加率随着藻量的不同而变化,在藻量1.0g时吸附效率比增长率最大。pH实验中,在pH值17变化中,藻类吸附铬效率显着不同,主要表现为随着pH的增加,吸附效率降低,新鲜藻对pH的变化较为敏感,灭活藻在14 pH范围内吸附效率下降,但仍具有69.4%的吸附效率;pH主要影响吸附剂的表面官能团及吸附物离子的存在形式,作用机理复杂。总体来看,灭活藻具有较好的吸附效果。3波吉卵囊藻对Cr（Ⅵ）的吸附过程符合准一级动力学模型（新鲜活藻）和准二级动力学模型（灭活藻体）。
张凯璇[5]（2017）在《狐尾藻内生细菌的锰耐受性能及强化植物修复潜力研究》文中研究表明植物-微生物联合修复是利用基质-植物-微生物组成的复合体系来共同降解或清除污染物的一种污染控制技术。这种技术的关键一是寻找超富集植物,二是寻找可与超富集植物共生并对其环境修复能力具有促进作用的微生物。内生菌从宿主植物中分离得出,对宿主植物具有促进其生长甚至增强其对污染物富集能力的作用。本研究从野生及温室培养的轮叶狐尾藻中分离内生菌,通过在含锰培养基培养,筛选出在锰离子浓度800 mg/L的胁迫下,对锰具有抗性和特异性的内生菌株并对其种属进行鉴别,考察抗锰内生菌在锰及其它重金属胁迫下的耐受性、生长曲线和相关生理生化特性以及对宿主植物生长生理的影响,在此基础上推测内生菌对促进植物生长、植物累积锰和抗锰毒害可能的作用机制。为了解以上耐锰内生菌在非均相固体基质中与多金属的相互作用,还探讨接种内生菌对矿渣和河流底泥中金属形态变化的作用效果。研究结果表明:（1）生长环境对植物体内生细菌影响显着。温室培养会导致狐尾藻茎叶部内生菌多样性的损失。从野生狐尾藻样本中分离获得78株内生菌,而从温室培养样本中只获得27株,其中大部分为细菌。（2）从轮叶狐尾藻分离出的内生菌中,有12个菌株能耐受800mg/L锰离子胁迫,其中来自野生狐尾藻的三个菌株YJ01、YJ31和YY07在高达1000 mg/L锰离子浓度胁迫下仍对锰有良好的抗性。温室培养狐尾藻内生菌中,XY09对锰的耐受能力最好,XJ02对低浓度锰离子有“Hormesis”效应。低浓度的锌和锰离子对YJ31和YY07的生长或适应能力具有毒性刺激效应。重金属对上述菌株毒害强弱顺序均表现为:Cd>Cu>Zn>Mn。（3）初步鉴定五株内生菌YJ01、YJ31、YY07、XJ02和XY09分别属于:芽孢杆菌属、不动杆菌属、假苍白杆菌属、泛菌属和假单胞菌属。其中,泛菌属XJ02为新发现的一种具有耐锰特性的内生菌种类。（4）内生菌定殖狐尾藻水培实验表明,五株内生菌均表现至少有一种植物促生潜能,狐尾藻根、茎、叶的鲜重和干重、株长和锰吸收量较对照组增加,甚至提高了极高锰浓度胁迫下的存活率;接种内生菌还能有效缓解锰对植物的胁迫毒性效应,表现在接菌处理对狐尾藻抗氧化系统有积极影响,叶片丙二醛含量也明显低于对照。（5）五株抗锰菌对矿渣和底泥中金属形态有明显的影响。其中,五株内生菌均能提高锌的生物有效性,YY07和XY09提高锰的生物有效性,YY07、XJ02和XY09提高镉的生物有效性,而YJ31降低锰的生物有效性。综上可知,从狐尾藻分离筛选出的部分内生菌对锰胁迫具有良好的抗性和耐受能力,同时,还具有促进宿主植物的生长和富集锰的潜力,接种上述内生菌对矿渣和底泥中重金属生物有效性产生一定影响。本研究为基质-水生植物-内生菌联合修复技术发展提供了理论依据和新的微生物种源,但基质-水生植物-内生菌之间的协同机制与调控手段尚有待深入研究。
王皙玮,王秋红,於丽华[6]（2017）在《土壤重金属污染及对生物体影响的研究进展》文中进行了进一步梳理重金属污染是当今社会世界性的环境生态问题。由于人类社会城市化进程加剧、工业生产中"三废"的不合理排放以及现代农业中各种农药化肥的大量使用,导致土壤中重金属的含量剧增,污染问题严重,其中尤以重金属镉、汞、铅等在生物体内的富集与抗生性的研究日益受到关注。笔者综述了土壤重金属污染及对生物体影响的研究进展,以期为土壤重金属综合治理与污染修复提供科学依据。
林海,陈思,董颖博,孙梦瑶,刘璐璐[7]（2017）在《黑藻、狐尾藻对重金属铅、镉、铬、钒污染水体的修复》文中研究指明在实验室条件下研究水生植物黑藻和狐尾藻对水体中重金属Pb2+、Cd2+、Cr6+和V5+的削减效果以及不同浓度重金属对植物生理的影响。结果表明:狐尾藻和黑藻对Pb2+均具有较好的削减效果,当Pb2+浓度为15 mg/L时,二者的削减率分别达到98.38%、94.35%;黑藻对水体中Cd2+（5 mg/L）和Cr6+（0.2 mg/L）的削减率分别为96.53%和69.23%,远高于相同重金属浓度下狐尾藻对Cd2+的削减率（70.23%）以及对Cr6+的削减率（26.73%）;但狐尾藻和黑藻对水体中V5+的削减率均不高,当水体中V5+浓度为2 mg/L时,二者的削减率分别为16.71%和19.23%。叶绿素a、相对细胞电导率测试结果表明:随着金属浓度的升高、培养时间的延长,叶绿素a含量呈下降趋势,相对细胞电导率增大;V5+对黑藻、狐尾藻的胁迫程度较小,其次为Cd2+和Cr6+,且黑藻的受胁迫程度大于狐尾藻的,而Pb2+对两种藻类的胁迫程度相对较大。总之,黑藻和狐尾藻对水体中重金属Pb2+、Cd2+、Cr6+和V5+的污染均有一定的修复能力,且黑藻的效果优于狐尾藻的。
梁新艳[8]（2016）在《几种重金属离子对藻细胞生长影响的研究》文中研究指明为了探究地表水环境中重金属浓度严重超标时对水体富营养化的影响,以四尾栅藻（Scenedesmus quadricauda）和水华微囊藻（Microcystis flos-aquae）为研究对象,参照地表水环境质量标准,设置不同超标倍数浓度的Cr6+、Cu2+、Zn2+以及Pb2+,以藻生物量、细胞叶绿素a含量及酶活性为评价指标,分析了两种藻在四种重金属作用下的生长状况以及藻对重金属超标浓度的耐受性。主要研究结论如下:（1）以Cr6+0.1mg/L(（Ⅵ）为标准,当浓度超标20倍时,四尾栅藻细胞中的MDA含量累积值达到最大,细胞膜脂过氧化作用增强;浓度达到5.0mg/L时,叶绿素a的合成受到抑制,细胞出现褪绿现象,藻生物量开始下降。水华微囊藻在Cr6+浓度超标5倍时抑制叶绿素a合成,随着超标倍数的增加,酶活性应激效应增强,至超标20倍时,藻生物量受到抑制。（2）以Cu2+1.0mg/L（Ⅵ）为标准进行超标浓度梯度的设置,通过显微镜观察及酶活性测定发现,低浓度的Cu2+即破坏藻细胞的完整性。当浓度超标1.0倍时,四尾栅藻细胞中叶绿体结构开始解体,细胞出现褪绿及生物量下降。水华微囊藻在Cu2+为标准的0.5倍时,对叶绿素a的合成起抑制作用,藻细胞生物量低于对照组。（3）地表水环境质量标准（Ⅵ）类中规定的Zn2+浓度为2.0mg/L,在该浓度下,两种藻叶绿素a合成即受阻。显微镜观察发现,当浓度超标20倍及2.5倍时,四尾栅藻和水华微囊藻细胞形态开始发生变异,MDA含量累积最大,藻生长受到抑制。（4）地表水环境质量标准（Ⅵ）类中规定的Pb2+浓度为0.1mg/L,浓度超标10倍,即1.0mg/L时,四尾栅藻和水华微囊藻中叶绿素a含量的合成受到抑制。随着超标倍数的增加,藻细胞的膜结构以及功能发生改变,脂质过氧化程度加重。当浓度超标20倍及50倍时,四尾栅藻和水华微囊藻的生长受到抑制。从以上结果可以得出:四尾栅藻对Cr6+的耐受性最强,对Cu2+耐受性最差;水华微囊藻对Pb2+耐受性最强,对Cu2+耐受性最差。两种藻类相比较而言,除Pb2+外,四尾栅藻对受试重金属的耐受性比水华微囊藻强。
张荣[9]（2016）在《SDS与重金属Cr6+单独及联合对南四湖沉水植物的生态毒理学效应》文中研究表明环境领域特别是水体环境中存在的污染物种类很多,因而对水体生物的影响并非由一种污染物所引起,复合污染对水生生物的毒性效应及作用机制越来越引起人们的关注,多种污染物相互作用及联合效应对评价污染物实际环境行为和生态风险具有重要意义。本研究以常见的两种沉水植物——穗花狐尾藻和金鱼藻为研究受试生物,研究了表面活性剂十二烷基硫酸钠（SDS）和重金属Cr6+单一污染及复合体系对穗花狐尾藻和金鱼藻的生长状况影响,在此基础上研究了SDS和Cr6+单一污染体系及复合体系对穗花狐尾藻和金鱼藻叶片叶绿素含量、丙二醛含量、过氧化物酶和超氧化物歧化酶活性、可溶性糖含量、脯氨酸和可溶性蛋白含量以及穗花狐尾藻亚显微结构的影响。结果如下:1、SDS对穗花狐尾藻和金鱼藻生长及生理生化的影响浓度低于10mg/L的SDS均使穗花狐尾藻和金鱼藻出现轻微的中毒现象。随着SDS浓度的增加,两种植株中毒症状显着加重,并呈明显的剂量依赖性。浓度低于10mg/L的SDS诱导提高了穗花狐尾藻和金鱼藻叶绿素含量、可溶性糖含量和超氧化物歧化酶的活性水平,但随着SDS浓度的增加,这三种指标均有不同程度的降低趋势。随着SDS浓度的升高,丙二醛含量和脯氨酸含量表现为明显上升趋势。浓度低于40mg/L的SDS诱导穗花狐尾藻和金鱼藻过氧化物酶和可溶性蛋白含量增加,随SDS浓度的增加,过氧化物酶活性明显降低,但可溶性蛋白降低趋势不明显。2、Cr6+对穗花狐尾藻和金鱼藻生长及生理生化的影响Cr6+可以抑制穗花狐尾藻和金鱼藻的生长,且对两种植株抑制效应呈现明显的剂量依赖性,即随Cr6+浓度的提高,植株的中毒症状越明显。总的来说,随着Cr6+浓度的加大,其叶绿素和可溶性糖含量明显较低,丙二醛含量明显升高;过氧化物酶和超氧化物歧化酶的活性水平先升高后降低;脯氨酸和可溶性蛋白含量高于对照组,但随Cr6+浓度加大有降低趋势。3、SDS/Cr6+联合作用对穗花狐尾藻和金鱼藻生长及生理生化的影响SDS/Cr6+联合作用抑制了穗花狐尾藻和金鱼藻的生长,且随着Cr6+浓度的提高,表现的中毒症状越严重。当SDS的浓度为10 mg/L不变时,穗花狐尾藻的叶绿素含量、可溶性蛋白含量和超氧化物歧化酶活性水平都随Cr6+浓度增加而降低;可溶性糖含量、脯氨酸含量和过氧化物酶活性随Cr6+浓度增加先升高后降低;丙二醛含量明显升高。当SDS的浓度为10 mg/L不变时,金鱼藻叶绿素含量、可溶性糖含量、脯氨酸含量、可溶性蛋白含量、过氧化物酶和超氧化物歧化酶活性水平都随Cr6+浓度增加先升高后降低,丙二醛含量则显着升高。4、Cr6+/SDS联合作用下对穗花狐尾藻亚显微结构变化的影响与对照组相比,Cr6+单一作用下,细胞受损,亚显微结构发生变化;联合作用下与相同浓度的Cr6+对比,细胞损伤更加严重,细胞内部结构严重变形,叶绿体膜破坏程度加深,溶解现象更加严重,质壁分离加剧,内部结构紊乱,出现大量黑色沉积物。
湛灵芝,铁柏清[10]（2014）在《Cd2+、Cr6+单一及其复合污染对少根紫萍生理生化特性的影响》文中提出为进一步了解重金属复合污染对水生植物产生毒害作用的机制,以少根紫萍叶片内叶绿素含量、过氧化物酶活性（POD）、超氧化物歧化酶活性（SOD）、丙二醛（MDA）含量为指标,通过水培实验研究了少根紫萍在Cd2+、Cr6+污染胁迫4天后的生理生化响应,并探讨了Cd2+、Cr6+单一与复合污染对少根紫萍叶片的毒性效应及其致毒机制。结果表明,单一Cd污染时,Cd处理对少根紫萍叶绿素含量有显着影响。随Cd处理浓度的增加,叶绿素含量显着降低,叶绿素含量对Cd污染响应敏感,有潜力作为水体Cd毒性效应的监测指标。随Cd处理浓度的增加,少根紫萍叶片SOD、POD酶活性表现为先增加后降低的趋势,且POD活性高于对照;而MDA含量随Cd处理浓度的增加都显着增加。Cr6+单一处理对少根紫萍各项指标的影响与Cd相似,但均小于Cd对少根紫萍的影响。Cd2+-Cr6+复合污染时,叶绿素含量变化趋势与单一处理相同,并低于相应的单一Cd处理,但同一Cd浓度下不同Cr6+浓度处理组间叶绿素含量差异不显着,Cd2+对叶绿素的破坏占主导;Cd2+-Cr6+复合污染处理时SOD、POD活性仍表现为先增加后下降趋势,但SOD、POD活性与Cd单一处理时比较有降低现象,且POD的活性低于对照;而MDA含量仍随浓度的增加而增加,且高于单一处理,Cd2+-Cr6+复合污染的毒性效应高于单一污染的毒性效应,表现为协同作用。
二、Cr~(3+),Cr~(6+)及其复合污染对狐尾藻的毒害作用（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、Cr~(3+),Cr~(6+)及其复合污染对狐尾藻的毒害作用（论文提纲范文）
（1）阴离子表面活性剂LAS和多环芳烃萘对两种漂浮植物的效应探究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 阴离子表面活性剂LAS对水生植物毒害作用的研究进展 |
| 1.1.1 阴离子表面活性剂LAS概述 |
| 1.1.2 阴离子表面活性剂水污染环境行为 |
| 1.1.3 阴离子表面活性剂LAS对水生植物的生态毒性 |
| 1.2 多环芳烃(萘)污染对水生植物毒害作用的研究进展 |
| 1.2.1 多环芳烃概述 |
| 1.2.2 多环芳烃水污染环境行为概述 |
| 1.2.3 萘(NAP)对水生植物生长及生理生化的影响 |
| 1.3 阴离子表面活性剂和多环芳烃复合污染体系 |
| 1.3.1 复合污染简介 |
| 1.3.2 阴离子表面活性剂和多环芳烃复合污染研究现状 |
| 1.4 漂浮植物及其在生态安全评估中的应用 |
| 1.4.1 漂浮植物概述 |
| 1.4.2 紫萍生态安全评估及水生态应用研究进展 |
| 1.4.3 水鳖生态安全评估及水生态应用研究进展 |
| 1.5 本研究的目的及意义 |
| 第二章 材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 指标测定和分析方法 |
| 2.2.1 形态与生长指标测定 |
| 2.2.2 光合色素含量测定 |
| 2.2.3 丙二醛和可溶性糖含量测定 |
| 2.2.4 可溶性蛋白质含量测定 |
| 2.2.5 SOD、POD、CAT、APX酶活性测定 |
| 2.2.6 根系活力 |
| 2.2.7 复合作用评估方法 |
| 2.2.8 数据分析处理 |
| 第三章 LAS与NAP对紫萍的单独及复合生态效应探究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 LAS与NAP对紫萍形态学及生长指标影响 |
| 3.3.2 LAS与NAP对紫萍的光合色素含量影响 |
| 3.3.3 LAS和NAP对紫萍的丙二醛含量影响 |
| 3.3.4 LAS和NAP对紫萍的抗氧化酶系统影响 |
| 3.3.5 LAS和NAP对紫萍的复合作用分析 |
| 3.4 讨论 |
| 第四章 LAS与NAP对水鳖的单独及复合生态效应探究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 LAS与NAP对水鳖形态学及生长指标影响 |
| 4.3.2 LAS与NAP对水鳖光合色素含量影响 |
| 4.3.3 LAS与NAP对水鳖根系活力影响 |
| 4.3.4 LAS与NAP对水鳖丙二醛含量影响 |
| 4.3.5 LAS与NAP对水鳖可溶性糖和可溶性蛋白质含量影响 |
| 4.3.6 LAS与NAP对水鳖抗氧化酶系统影响 |
| 4.3.7 LAS与NAP对水鳖的复合作用分析 |
| 4.4 讨论 |
| 第五章 LAS和NAP对紫萍和水鳖的影响比较分析 |
| 5.1 单一LAS胁迫对紫萍和水鳖的影响比较 |
| 5.2 单一NAP胁迫对紫萍和水鳖的影响比较 |
| 5.3 LAS和NAP复合胁迫对紫萍和水鳖的影响比较 |
| 第六章 研究结论 |
| 第七章 研究创新点和展望 |
| 7.1 研究创新点 |
| 7.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 研究生阶段研究成果 |
| 致谢 |
（2）沉水植物对逆境胁迫的响应研究进展（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 重金属胁迫 |
| 1.1 重金属胁迫下生理形态的变化 |
| 1.2 重金属胁迫下抗氧化酶系统的变化 |
| 2 有机物胁迫 |
| 2.1 有机物胁迫下生理形态的变化 |
| 2.2 有机物胁迫下抗氧化酶系统的变化 |
| 3 高营养盐胁迫 |
| 3.1 高营养盐胁迫下生理形态的变化 |
| 3.2 高营养盐胁迫下抗氧化酶系统的变化 |
| 4 结论与展望 |
（3）波吉卵囊藻对重金属铬的耐受性研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.1.1 藻种来源及其培养方法 |
| 1.1.2 实验用海水 |
| 1.1.3 仪器药品 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 藻类培养 |
| 1.2.2 藻类标准曲线 |
| 1.2.3 数据处理 |
| 1.2.4 藻细胞浓度测定 |
| 1.2.5 叶绿素a含量测定 |
| 1.2.6 藻可溶性蛋白含量的测定方法 |
| 1.3 铬离子对波吉卵囊藻生长影响 |
| 2 实验结果 |
| 2.1 不同铬离子生长条件下的藻细胞浓度 |
| 2.2 不同铬离子生长条件下的叶绿素含量 |
| 2.3 不同铬离子生长条件下的藻蛋白含量 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（4）波吉卵囊藻对重金属铬的耐受性及吸附性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 1 研究背景 |
| 2 重金属铬污染研究现状 |
| 2.1 重金属铬的来源 |
| 2.2 重金属铬的毒性危害 |
| 2.2.1 重金属铬对人的危害 |
| 2.2.2 重金属铬对动物的危害 |
| 2.2.3 重金属铬对藻类的危害 |
| 2.3 吸附重金属的方法 |
| 2.3.1 物理吸附法 |
| 2.3.2 化学吸附法 |
| 2.3.3 生物吸附法 |
| 3 微藻对重金属吸附的研究 |
| 3.1 藻类对铬的吸附研究 |
| 3.2 重金属检测方法 |
| 4 课题的研究目的与研究意义 |
| 4.1 课题的研究目的 |
| 4.2 课题的研究意义 |
| 4.2.1 学术研究 |
| 4.2.2 经济价值 |
| 4.2.3 社会意义 |
| 第一章 波吉卵囊藻对重金属Cr(Ⅵ)的耐受性研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 藻类培养 |
| 1.2.2 藻类标准曲线 |
| 1.3 生理生化指标的测定 |
| 1.3.1 藻细胞密度测定 |
| 1.3.2 叶绿素a含量测定 |
| 1.3.3 藻可溶性蛋白含量的测定方法 |
| 1.4 Cr(Ⅵ)离子对波吉卵囊藻生长影响 |
| 2 实验结果 |
| 2.1 藻细胞密度 |
| 2.2 叶绿素a含量 |
| 2.3 藻蛋白含量 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
| 第二章 波吉卵囊藻对重金属Cr(Ⅵ)的吸附性研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.1.1 藻种来源 |
| 1.1.2 实验用海水与超纯水 |
| 1.1.3 实验试剂 |
| 1.1.4 实验仪器 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 藻吸附效率 |
| 1.2.2 波吉卵囊藻在不同吸附时间下对Cr(Ⅵ)的吸附影响 |
| 1.2.3 不同初始铬浓度对藻吸附Cr(Ⅵ)的影响 |
| 1.2.4 不同藻量对藻吸附Cr(Ⅵ)的影响 |
| 1.3 重金属Cr(Ⅵ)标准曲线 |
| 1.3.1 Cr(Ⅵ)母液的配制 |
| 1.3.2 Cr(Ⅵ)标准曲线 |
| 1.4 重金属Cr(Ⅵ)的测定 |
| 1.5 藻液光吸收值与藻细胞干重之间线性关系的确定 |
| 2 实验结果 |
| 2.1 不同吸附时间下藻对Cr(Ⅵ)的吸附效果 |
| 2.2 不同初始重金属Cr(Ⅵ)浓度对波吉卵囊藻吸附作用的影响 |
| 2.3 不同藻生物量对波吉卵囊藻吸附Cr(Ⅵ)的吸附作用研究 |
| 2.4 波吉卵囊藻在不同pH条件下对Cr(Ⅵ)吸附作用的影响 |
| 3 讨论 |
| 3.1 波吉卵囊藻在不同时间下吸附重金属Cr(Ⅵ)的吸附效果研究 |
| 3.2 不同初始重金属Cr(Ⅵ)浓度对波吉卵囊藻吸附作用研究 |
| 3.3 不同藻生物量对波吉卵囊藻吸附作用的影响 |
| 3.4 波吉卵囊藻在不同pH条件下对Cr(Ⅵ)吸附作用的影响 |
| 4 结论 |
| 第三章 波吉卵囊藻对重金属Cr(Ⅵ)的吸附热力学和动力学研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 波吉卵囊藻吸附热力学的研究 |
| 1.2.2 波吉卵囊藻吸附重金属铬的吸附动力学研究 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 波吉卵囊藻吸附热力学的研究 |
| 2.2 波吉卵囊藻吸附重金属铬的吸附动力学研究 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（5）狐尾藻内生细菌的锰耐受性能及强化植物修复潜力研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号及缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 金属锰污染危害及现状 |
| 1.2 重金属锰污染修复技术 |
| 1.3 微生物-植物联合修复重金属污染的研究 |
| 1.3.1 有害金属耐受内生菌的多样性 |
| 1.3.2 植物内生菌自身的污染修复作用及应用 |
| 1.3.3 内生菌促进植物修复 |
| 1.4 研究目的、意义和技术路线 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 主要研究内容和技术路线 |
| 1.5 项目来源和经费支持 |
| 第二章 实验材料与实验方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器设备 |
| 2.1.3 植物样品 |
| 2.1.4 实验培养基 |
| 2.1.5 主要实验试剂 |
| 2.1.6 锰矿区矿渣和河流底泥样品 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 狐尾藻的采集和培养 |
| 2.2.2 狐尾藻表面灭菌 |
| 2.2.3 狐尾藻内生菌的分离纯化、保存与活化 |
| 2.2.4 抗锰内生菌的筛选 |
| 2.2.5 抗锰内生菌对多种金属耐受性检测 |
| 2.2.6 内生菌形态特征的观察 |
| 2.2.7 内生菌生理生化指标的检测 |
| 2.2.8 内生菌培养特征的观察 |
| 2.2.9 耐锰内生菌的鉴定 |
| 2.2.10 内生菌促生长指标的测定 |
| 2.2.11 金属胁迫下内生菌生长曲线测定 |
| 2.2.12 内生菌接种狐尾藻后对植物耐受和富集的影响 |
| 2.2.13 狐尾藻根部和茎部锰含量的测定 |
| 2.2.14 菌体扫描电镜观察 |
| 2.2.15 植物扫描电镜观察 |
| 2.2.16 内生菌对矿渣和底泥中金属形态的影响 |
| 2.3 数据处理 |
| 第三章 狐尾藻锰耐受内生菌的筛选及特性 |
| 3.1 狐尾藻内生菌的分离 |
| 3.2 内生菌对锰的耐受能力 |
| 3.3 抗锰内生菌的生理生化特征及鉴定 |
| 3.4 内生菌的促植物生长特征 |
| 3.5 抗锰内生菌对其他重金属胁迫下的生长响应 |
| 3.6 讨论 |
| 3.7 小结 |
| 第四章 抗锰内生菌在植物-微生物联合修复技术中的应用潜力 |
| 4.1 内生菌定殖对宿主植物环境修复能力的影响 |
| 4.1.1 接种内生菌对狐尾藻生长的影响 |
| 4.1.2 接种内生菌对狐尾藻富集金属能力的影响 |
| 4.1.3 接种内生菌对狐尾藻生理的影响 |
| 4.1.4 锰胁迫下定殖内生菌狐尾藻的显微观察 |
| 4.2 接种抗锰内生菌对矿渣和河流底泥金属形态的影响 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 附录一 培养基和实验试剂配制 |
| 实验培养基 |
| 主要实验试剂 |
| 附表 |
| 附表一 |
| 附表二 |
| 附表三 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（6）土壤重金属污染及对生物体影响的研究进展（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 土壤重金属污染的定义、来源及特征 |
| 1.1 土壤重金属污染的定义 |
| 1.2 土壤重金属污染的来源 |
| 1.2.1 大气污染型 |
| 1.2.2 水污染型 |
| 1.2.3 固体废弃物污染型 |
| 1.3 土壤重金属污染的特征 |
| 1.3.1 普遍性 |
| 1.3.2表聚性 |
| 1.3.3 隐蔽性和滞后性 |
| 1.3.4 难治理性 |
| 1.3.5 累积性以及不可逆转性 |
| 2 重金属污染对植物的危害 |
| 2.1 镉污染对植物的影响 |
| 2.2 汞污染对植物的影响 |
| 2.3 铅污染对植物的影响 |
| 3 植物对重金属污染的抗性研究 |
| 4 重金属污染的研究现状 |
| 4.1 生物体对重金属的吸收和迁移 |
| 4.2 生物体对重金属的解毒与抗性 |
| 5 展望 |
（7）黑藻、狐尾藻对重金属铅、镉、铬、钒污染水体的修复（论文提纲范文）
| 1 实验 |
| 1.1 材料及装置 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 检测方法 |
| 1.3.1 叶绿素a含量测试 |
| 1.3.2 植物细胞电导率测试 |
| 1.3.3 水体中重金属测试 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 狐尾藻、黑藻对水体中重金属的削减效果 |
| 2.2 不同浓度V5+、Pb2+、Cd2+和Cr6+胁迫下叶绿素a的变化 |
| 2.3 不同浓度V5+、Pb2+、Cd2+和Cr6+对细胞膜透性的影响 |
| 3 结论 |
（8）几种重金属离子对藻细胞生长影响的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国水资源及污染现状 |
| 1.2 水体重金属污染现状 |
| 1.3 重金属对藻类生长影响研究现状 |
| 1.3.1 Cr~(6+)(铬离子)对藻类生长的影响 |
| 1.3.2 Cu~(2+)(铜离子)对藻类生长的影响 |
| 1.3.3 Zn~(2+)(锌离子)对藻类生长的影响 |
| 1.3.4 Pb~(2+)(铅离子)对藻类生长的影响 |
| 1.4 研究内容、目的及意义 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目的及意义 |
| 第二章 藻种的培养 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 四尾栅藻(Scenedesmus quadricauda) |
| 2.1.2 水华微囊藻(Microcystis flos-aquae) |
| 2.2 主要试剂和仪器设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 藻种的扩大培养 |
| 2.3.2 浓度梯度的设置 |
| 2.3.3 藻细胞初始密度的测定 |
| 2.3.4 分光光度法测定藻生物量 |
| 2.4 实验结果与讨论 |
| 2.4.1 藻细胞初始接种量 |
| 2.4.2 四尾栅藻和水华微囊藻的最大吸收波长 |
| 2.4.3 藻细胞密度与吸光度的关系 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 不同浓度的重金属对藻生长的影响 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 藻细胞生物量测定 |
| 3.2.2 藻细胞形态观察 |
| 3.2.3 比增长速率计算 |
| 3.2.4 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Cr~(6+)对四尾栅藻和水华微囊藻细胞生物量的影响 |
| 3.3.2 Cu~(2+)对四尾栅藻和水华微囊藻细胞生物量的影响 |
| 3.3.3 Zn~(2+)对四尾栅藻和水华微囊藻细胞生物量的影响 |
| 3.3.4 Pb~(2+)对四尾栅藻和水华微囊藻细胞生物量的影响 |
| 3.3.5 重金属离子对四尾栅藻和水华微囊藻细胞的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 不同浓度的重金属对藻细胞叶绿素a含量的影响 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 样品提取 |
| 4.2.2 色素提取 |
| 4.2.3 叶绿素的测定 |
| 4.2.4 结果计算 |
| 4.2.5 数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 不同浓度的重金属对藻细胞生理特性的影响 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 粗酶液的提取 |
| 5.2.2 SOD酶活性的测定 |
| 5.2.3 MDA含量的测定 |
| 5.2.4 可溶性蛋白含量的测定 |
| 5.2.5 数据处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 重金属对藻细胞SOD酶活性的影响 |
| 5.3.2 重金属对藻细胞MDA含量的影响 |
| 5.3.3 重金属对藻细胞可溶性蛋白含量的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 个人简况及联系方式 |
（9）SDS与重金属Cr6+单独及联合对南四湖沉水植物的生态毒理学效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 表面活性剂及其生态毒性 |
| 1.1.1 表面活性剂结构特点及分类 |
| 1.1.2 表面活性剂的应用及残留现状 |
| 1.1.3 表面活性剂的生态毒性 |
| 1.2 重金属污染概况 |
| 1.2.1 重金属来源 |
| 1.2.2 重金属的生态毒性 |
| 1.3 复合污染的研究进展 |
| 1.4 南四湖概述 |
| 1.4.1 地理位置及概况 |
| 1.4.2 水系 |
| 1.4.3 生物种群概况 |
| 1.4.4 南四湖水环境问题 |
| 1.5 本论文的选题依据及意义 |
| 1.5.1 选择沉水植物的依据 |
| 1.5.2 表面活性剂的选择 |
| 1.5.3 重金属的选择 |
| 1.5.4 研究意义 |
| 1.6 本实验的研究内容和技术路线 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验材料和仪器 |
| 2.1.1 沉水植物来源 |
| 2.1.2 主要实验试剂与药品 |
| 2.1.3 主要实验仪器 |
| 2.1.4 主要试剂配方 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 沉水植物的驯化培养 |
| 2.2.2 药物浓度设计与实验分组 |
| 2.2.3 水生植物生长状况的观察记录 |
| 2.2.4 叶绿素提取与含量测定 |
| 2.2.5 丙二醛（MDA）和可溶性糖含量的测定 |
| 2.2.6 过氧化物酶（POD）活性的测定 |
| 2.2.7 超氧化物歧化酶（SOD）活性的测定 |
| 2.2.8 脯氨酸含量的测定 |
| 2.2.9 可溶性蛋白的测定 |
| 2.2.10 穗花狐尾藻细胞亚显微结构的观察 |
| 2.3 数据分析 |
| 第三章 实验结果与讨论 |
| 3.1 实验结果 |
| 3.1.1 SDS对穗花狐尾藻和金鱼藻生长及生理生化指标的影响 |
| 3.1.2 Cr~(6+)对穗花狐尾藻和金鱼藻生长及生理生化指标的影响 |
| 3.1.3 SDS/Cr~(6+)复合物对穗花狐尾藻和金鱼藻生长和生理生化指标的影响 |
| 3.1.4 Cr~(6+)与SDS联合作用下对穗花狐尾藻亚显微结构的影响 |
| 3.2 讨论 |
| 3.2.1 SDS和Cr~(6+)及其复合物对穗花狐尾藻和金鱼藻生长状态的影响 |
| 3.2.2 SDS和Cr~(6+)及其复合物对穗花狐尾藻和金鱼藻生理生化指标的影响 |
| 3.2.3 Cr~(6+)及其复合物对穗花狐尾藻亚显微结构的影响 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）Cd2+、Cr6+单一及其复合污染对少根紫萍生理生化特性的影响（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验生物的采集及培养 |
| 1.2 试验试剂 |
| 1.3 试验设计 |
| 1.4 测试指标及方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 Cd与Cr单一及复合污染对少根紫萍叶绿素的影响 |
| 2.2 Cd与Cr单一及复合污染对少根紫萍SOD活性的影响 |
| 2.3 Cd与Cr单一及复合污染对少根紫萍POD活性的影响 |
| 2.4 Cd与Cr单一及复合污染对少根紫萍MDA含量的影响 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
四、Cr~(3+),Cr~(6+)及其复合污染对狐尾藻的毒害作用（论文参考文献）
- [1]阴离子表面活性剂LAS和多环芳烃萘对两种漂浮植物的效应探究[D]. 柴露露. 武汉大学, 2019(06)
- [2]沉水植物对逆境胁迫的响应研究进展[J]. 林海,殷文慧,董颖博,李冰. 环境科技, 2019(01)
- [3]波吉卵囊藻对重金属铬的耐受性研究[J]. 董龙香,程俊茗,胡鲲,杨先乐. 淡水渔业, 2017(05)
- [4]波吉卵囊藻对重金属铬的耐受性及吸附性研究[D]. 董龙香. 上海海洋大学, 2017(02)
- [5]狐尾藻内生细菌的锰耐受性能及强化植物修复潜力研究[D]. 张凯璇. 广西大学, 2017(01)
- [6]土壤重金属污染及对生物体影响的研究进展[J]. 王皙玮,王秋红,於丽华. 中国农学通报, 2017(19)
- [7]黑藻、狐尾藻对重金属铅、镉、铬、钒污染水体的修复[J]. 林海,陈思,董颖博,孙梦瑶,刘璐璐. 中国有色金属学报, 2017(01)
- [8]几种重金属离子对藻细胞生长影响的研究[D]. 梁新艳. 山西大学, 2016(06)
- [9]SDS与重金属Cr6+单独及联合对南四湖沉水植物的生态毒理学效应[D]. 张荣. 曲阜师范大学, 2016(02)
- [10]Cd2+、Cr6+单一及其复合污染对少根紫萍生理生化特性的影响[J]. 湛灵芝,铁柏清. 中国农学通报, 2014(17)