一、施肥及种植作物对汞污染土壤中微生物生态的修复（论文文献综述）
张变华[1]（2021）在《施肥对大豆玉米轮作及复垦土壤微生物多样性影响的研究》文中研究指明施肥是提高矿区复垦土壤质量的有效途径之一。矿区复垦土壤质量的提升对土壤微生物群落与功能的稳定性、农业可持续发展意义重大。根际是土壤养分进入植物体内的主要通道,决定着养分向植物根系的运输、植物吸收、运转以及降解代谢。目前针对施肥对煤矸石填埋复垦区不同时期轮作作物根际和非根际土壤微生物数量、群落结构与功能多样性及酶活性等方面的影响研究还未见报道。因此,开展施肥对大豆玉米轮作及复垦土壤微生物多样性影响的研究具有重要的学术价值和实践意义。本论文主要以煤矸石填埋复垦区不同施肥处理下不同时期大豆/玉米根际和非根际土壤为研究对象,分析不同施肥处理对矿区不同时期大豆和玉米根际和非根际土壤微生物群落结构及其多样性的影响,掲示轮作体系下施肥对土壤微生物的作用机制,主要研究结果如下:（1）试验表明有机无机配施对于增加该复垦区大豆和玉米的株高、地上生物量的效果优于单施无机肥或有机肥。有机无机配施相较于有机肥、无机肥大豆产量显着增加,分别增产2433 kg/hm2和489 kg/hm2;无机肥相较有机肥可显着增产玉米5558kg/hm2,但与有机无机配施处理差异不大。（2）大豆/玉米轮作体系下,复垦土壤根际养分、酶活性和微生物数量表现出明显的根际效应,玉米季相较于大豆季复垦土壤中碱解氮、过氧化氢酶、碱性磷酸酶含量呈明显增加趋势。在大豆季,各施肥处理下根际养分富集率均为正值,有机无机配施处理下根际有机质富集率最高,相较于无机肥和有机肥处理分别增加7.14%～20.14%、1.09～15.41%;有机无机配施对于提高大豆根际与非根际土壤酶活性的效果优于其他处理;细菌、放线菌和真菌数量根际效应R/S值变化范围分别为0.52～121.94、3.04～18.51和11.00～21.30。在玉米季,有机无机配施处理下根际养分富集率在不同时期均为正;除过氧化氢酶活性外,其他酶活性根际效应均与土壤有机质富集率显着相关;细菌、放线菌和真菌数量根际效应R/S值变化范围分别为5.47～20.17、3.05～27.47和2.75～90.00。（3）初步明确了不同处理下复垦土壤中稳定的优势细菌门和属及有明显差异的细菌门和属。各施肥处理下,玉米和大豆根际与非根际土壤中细菌、放线菌、真菌数量和结构均随时间呈动态变化;但细菌群落结构中,变形菌门和放线菌门保持了相对稳定性,成为相对丰度大于20%的优势细菌门,类诺卡氏属成为相对稳定的优势细菌属。大豆季不同施肥处理下有明显差异的细菌有10门23属,而玉米季有10门34属。（4）筛查出不同作物种植季影响土壤微生物群落功能的碳源及其驱动因素。在大豆种植季,影响土壤微生物群落功能的碳源主要为糖类、酸类和氨基酸类,驱动其变化的土壤养分因子在大豆生长较快的阶段主要为土壤全氮和速效养分,而在成熟阶段主要为土壤有机质和有效磷;在玉米种植季,影响土壤微生物群落功能的碳源主要为糖类和氨基酸类,驱动其变化的关键养分因子在玉米生长较快的阶段主要为有机质和有效磷,在成熟期主要为土壤有机质。（5）研究了大豆玉米轮作下,不同作物生育期,影响根际与非根际土壤微生物群落结构的主导养分因子。大豆种植季,各生育期土壤微生物群落主导养分因子各不相同;玉米种植季,各生育期土壤根际微生物群落的共有主导养分为有效磷,非根际土壤微生物群落共有主导养分为有机质。（6）通过评价复垦土壤肥力因子,确定了有机无机配施为矿区复垦土壤培肥的适宜施肥措施。
张永敬[2]（2021）在《绿豆与禾本科作物间、轮作对减肥潜力和镉吸收的影响》文中进行了进一步梳理我国氮肥消费量占全世界总量的30%左右,是氮肥使用第一大国,且氮肥损失率和土壤残留率极高,我国农业可持续发展现面临着巨大问题。以往研究表明豆科//禾本科可利用豆科作物根瘤固氮来减少氮肥施入量,但未表明各作物最适宜的施氮量;而我国重金属镉污染问题也日益严重,以往研究表明间作可降低作物对镉的吸收与转运,但通过间作来减施氮肥是否可以进一步降低镉带来的危害还需要进一步研究,减少施氮量是否会影响作物根际微生物群落的变化也待研究,所以本试验基于此进行。研究结果显示:（1）利用大田试验设三个种植模式和四个施氮量,三个种植方式分别为小麦与绿豆轮作（P1）、小麦与玉米轮作（P2）、玉米和绿豆间作与小麦轮作（P3）,四个氮梯度分别为常规施氮量（CK）、常规施氮量的85%（N1）、常规施氮量的70%（N2）、常规施氮量的50%（N3）,每个种植模式设3个重复,共36个小区,研究在不同种植模式和不同施氮量下,绿豆、玉米和小麦的各器官生物量、产量、全氮含量及样品收获后的土壤p H。研究结果显示绿豆//玉米能缓解减施N对绿豆和玉米生物量减少的影响;绿豆//玉米增加了土地当量比,增加幅度在1.2-1.5,提高了生产效率;绿豆//玉米缓解了减施N肥对玉米根/茎/叶/籽粒N含量的减少;与单作玉米相比,单作绿豆和绿豆//玉米可以提高土壤p H。说明在保证产量的前提下,利用间作模式可适量减施氮肥,实现减施肥料的目的。（2）利用盆栽试验设三种种植模式和五个施氮量,三种种植模式为在盆中左右各种一棵玉米和绿豆,中间以固体阻隔（SB）、尼龙网阻隔（MB）、不阻隔（NB）;五个施氮量分别为常规施氮量（CK）,常规施氮量的85%（N1）,常规施氮量的70%（N2）,常规施氮量的50%（N3）,不施氮肥（N4）,磷钾肥正常施用,不作减施,每个处理设5个重复,共75盆,研究在不同间作模式和施氮量下绿豆和玉米各器官的生物量、镉含量、富集系数、转运系数、根际有效态镉含量,根际土壤p H及氮含量的变化。结果显示,减施N能显着降低作物对镉吸收和富集;玉米和绿豆根系交互作用抑制了玉米和绿豆对镉的吸收;玉米和绿豆根系交互作用能不同程度的缓解玉米和绿豆富集系数的降低和改变玉米和绿豆转运系数;豆科植物随着施N量的减少反而增加了根际土壤中总N和碱解氮的含量,可能与豆科固氮有关,另外和玉米根系互作可以增加绿豆的固N能力。综合以上结果说明适量减施氮肥可减少作物对镉的吸收。（3）利用盆栽试验,收集绿豆和玉米的根际土,使用高通量测序对每个处理下的绿豆和玉米根际微生物群落结构进行分析,根据微生物群落的变化,可知绿弯菌门（Chloroflexi）、变形菌门（Proteobacteria）、放线菌门（Actinobacteriota）、酸杆菌门（Acidobacteriota）均为绿豆和玉米的优势菌门,同一作物在同一种植方式不同施氮量下各菌门丰度无显着变化;通过PCo A分析三种种植模式下的群落的变化,发现绿豆在三种种植模式下显着影响根际细菌的群落组成,而玉米无显着差异变化;通过RDA分析发现绿豆和玉米的绿弯菌门、变形菌门、放线菌门、酸杆菌门、根际土全氮量、根镉含量、根际土镉有效态含量、根际土p H均有显着的正相关或负相关关系,但绿豆和玉米两方这些因素的关系变化并不一致,说明两个作物根际环境不一样。
洪艳华[3]（2021）在《长期耕作对黑土理化性质及微生物群落结构的影响》文中进行了进一步梳理土壤理化性质和微生物群落结构对耕作响应非常敏感,长期频繁耕作可导致黑土退化、水土流失和生物学特性改变。然而,对于长期耕作后不同季节黑土的理化性质、酶活性以及微生物多样性和群落结构的变化及它们之间的偶联关系还没有统一的结论。因此,本研究于2017年春季（5月）、夏季（7月）和秋季（10月）分别采集未耕作（未开垦）土壤和长期耕作（连续耕作60年）土壤样品,采用常规分析方法测定土壤理化性质和酶活性,利用Illumina Mi Seq高通量测序方法研究微生物的多样性和群落结构以及微生物的共现网络特性,结合Pearson相关性分析和冗余分析研究长期耕作与未耕作引起土壤理化性质差异对微生物多样性和群落结构的影响,从而揭示黑土微生物多样性和群落结构对长期耕作的响应规律,旨在为理解土壤微生物对长期耕作的响应机制、防止黑土水土流失、保护和修复黑土生态系统提供科学的理论依据。主要研究结果如下:1.长期耕作土壤p H、有机质和全氮含量及蔗糖酶和酸性磷酸酶活性均低于未耕作土壤,降低幅度分别为6.05%～11.03%、14.16%～16.67%、11.37%～29.84%、33.66%～36.38%和12.14%～21.53%;而硝态氮、全钾、有效磷和有效钾含量及过氧化氢酶活性均高于未耕作土壤,增加幅度分别为67.19%～489.20%、2.00%～7.56%、379.56%～422.60%、43.69%～57.33%和121.88%～439.62%;土壤中脲酶活性差异不显着。2.长期耕作土壤中大粒径（>1 mm）水稳性团聚体的含量降低34.17%～51.37%;>0.25mm水稳性团聚体含量、平均重量直径和几何平均直径均降低,而分形维数D和土壤可蚀性K均显着增加。3.不同季节细菌群落alpha-多样性表现不同,与未耕作土壤相比,春季,长期耕作土壤细菌群落的alpha-多样性指数均显着增加;夏季除Simpson指数显着增加外,其他指数均未达到显着差异;秋季细菌群落丰富度显着降低而多样性增加。各个季节长期耕作土壤真菌和古菌群落的丰富度及真菌群落的多样性均低于未耕作土壤;而古菌群落多样性均高于未耕作土壤。微生物群落beta-多样性及共现网络分析发现土壤真菌群落与细菌和古菌群落相比最不稳定,容易受长期耕作和季节影响。4.长期耕作土壤,细菌中放线菌门的相对丰度显着降低,而变形菌门和芽单胞菌门的相对丰度显着增加;真菌中子囊菌门的相对丰度在夏季和秋季明显增加;古菌中奇古菌门的相对丰度增加,而深古菌门相对丰度较低,只存在于未耕作土壤中。Pearson相关性分析发现,放线菌门可能存在于大粒径水稳性团聚体中或者可以促进大粒径水稳性团聚体的形成,而变形菌门和芽单胞菌门可能存在于小粒径水稳性团聚体中或者促进小粒径水稳性团聚体的形成。5.在属水平,长期耕作土壤与未耕作土壤中细菌、真菌和古菌的群落结构发生明显的变化。红色杆菌属（Rubrobacter）、慢生根瘤菌属（Bradyrhizobium）、热酸菌属（Acidothermus）、硝化菌属（Nitrobacter）、Savoryella、甲烷丝菌属（Methanosaeta）和甲烷胞菌属（Methanocella）等相对丰度显着降低,对黑土中纤维素降解、硝化作用和固氮作用以及产甲烷过程有一定的影响;而假单胞菌属（Pseudomonas）、小画线壳属（Monographella）、镰刀菌属（Fusarium）、青霉属（Penicillium）、脉孢菌属（Neurospora）等相对丰度均明显增加,这些菌中有些是植物的病原菌,对作物生长产生不利的影响;同时鞘氨醇单胞菌（Sphingomonas）、芽生球菌属（Blastococcus）、支顶孢属（Acremonium）、腐质霉属（Humicola）等相对丰度增加,可促进芳香类化合物降解和提高植物抗病虫害的能力。长期耕作破坏土壤水稳性团聚体结构,促进大粒径水稳性团聚体解聚成小粒径水稳性团聚体,土壤水稳定性和抗侵蚀力下降。长期耕作加速水稳性团聚体中有机碳和氮的矿化而降低土壤中有机质和全氮含量,且黑土p H降低,改变黑土中微生物的多样性和群落结构以及微生物之间的相互关系,影响土壤微生物的生态功能,从而影响土壤中养分周转循环。土壤p H是影响黑土细菌多样性和群落结构的主要驱动因素,土壤有效磷和p H是影响真菌与古菌多样性和群落结构的主要驱动因素。
刘朝淑[4]（2021）在《铁基蒙脱土（Fe-MMT）-菌肥-有机肥对大棚土壤释汞的控制机制研究》文中认为汞矿作为我国重要矿产资源,为我国经济建设和发展作出了巨大贡献。由于长时期的矿产开采以及粗放式的尾矿处理,使得矿产地区周围环境受到严重的重金属污染。以贵州铜仁万山汞矿为例,长期开采以及不合理开采方式导致周边土壤汞含量超标(5.10-790 mg.kg-1)。研究证明,矿区大棚叶片类蔬菜对汞的摄入除了根部富集外,还通过叶片气孔吸收空气中的气态汞,导致叶片类蔬菜汞含量超标,影响人类健康。据此,本研究以贵州省铜仁市万山区汞矿地区农产品发展为参考,室外模拟建设蔬菜大棚,以汞污染土壤为研究对象,探讨铁基蒙脱土（Fe-MMT）-菌肥-有机肥体系对土壤释汞通量、土壤总汞、土壤形态汞、土壤理化性质指标的影响,同时根据吸附-解吸实验和材料表征等方法分析了土壤释汞控制的机制。主要结论如下:（1）相比于自然土处理组,所有实验组均能提高小白菜的生物量;而相较于人为汞污染土处理组,有机肥处理组和菌肥+有机肥处理组能够提高土壤中小白菜的生物量,分别为8.5 g和5.5 g,菌肥处理组和含有Fe-MMT的处理组都会降低小白菜的生物量。Fe-MMT处理组中,根部汞含量(0.037 mg.kg-1)低于人为汞污染土处理组(0.19mg.kg-1),其余处理组中根部汞含量均偏高,能促进根部对土壤汞的吸收。叶子部分汞含量大多小于根部汞含量,菌肥+有机肥+8%Fe-MMT处理组、有机肥+Fe-MMT处理组、Fe-MMT处理组和菌肥处理组中叶子汞含量相较于人为汞污染土处理组低,抑制了其对气态汞的吸收,其余处理组则表现为促进吸收作用。（2）除菌肥组外,其余实验处理组在第60 d的土壤释汞通量都低于人为汞污染处理组,而其余处理组则表现为抑制;此外,第5-60d的土壤汞释汞通量均小于第0 d的数值。相较于人为汞污染土处理组,所有实验处理组土壤中总汞含量时间的延长降低;各处理组中,土壤中汞不可利用态占比随时间的延长而逐渐增加,可利用态占比随时间的延长而逐渐降低;但菌肥组和菌肥+有机肥组中,汞的不可利用态占比低于人为汞污染土处理组,可利用态高于人为汞污染土处理组,增加了土壤汞的潜在生态危害。利用风险评估代码（RAC）和生物转运因子（TF）和累积因子（BCF）对汞的危害风险进行了评估,结果表明:多组处理组中汞的RAC值处于1-10%之间,为低风险水平。菌肥+有机肥+8%Fe-MMT实验组、有机肥+Fe-MMT实验组、菌肥+Fe-MMT实验组和菌肥组中汞的TF root-leaf值较低。另外除菌肥+有机肥+1%Fe-MMT组、菌肥+有机肥组和菌肥+Fe-MMT组外,其余实验组的BCFleaves<BCFroots,表明小白菜叶子的生物富集能力小于根部。（3）吸附-解吸特征表明:pH、吸附剂质量和初始汞浓度的升高会增加汞的吸附量,吸附时间对汞的吸附量影响不大,其吸附过程属于快速吸附;Fe-MMT对汞的吸附动力学属于准二级动力学模型,等温吸附符合Langmuir模型和Freundlich模型;根据表征分析表明除物理吸附外,Fe-MMT和土壤中含有的-SH、-OH、-S2-、-COOH和-NH2基团可与汞发生络合或沉淀作用而被吸附。（4）相较于人为汞污染土处理组,大部分实验处理组中土壤pH稍有降低,而土壤有机质（SOM）、阳离子交换量（CEC）和氧化还原电位（Eh）则稍有升高。根据SPSS相关性分析得出影响汞释放通量除了Fe-MMT-菌肥-有机肥对汞的物理吸附与化学作用导致土壤释汞通量降低或升高,同时也受到土壤理化指标和自然因素指标的影响,如土壤释汞通量与土温呈显着正相关关系（P<0.05）,此外,氧化还原电位与光照强度也间接正相关影响着土壤释汞通量。
罗谦[5]（2021）在《钙基钝化剂对土壤汞的钝化效果》文中提出土壤汞污染严重影响着我国的生态环境质量,威胁着我国农产品质量安全,引起人们广泛关注。近年来,我国在治理土壤汞污染方面已采用多种方法与技术,其中使用钝化剂在土壤汞修复方面发挥着重要作用。目前,国内外将钙基钝化剂作为抑制剂的研究主要集中在钝化土壤中镉、铬等重金属,对钝化土壤中汞含量及土壤—植物系统研究鲜有报道。因此,本文以贵州铜仁万山耕地土壤为研究对象,调查当地汞污染现状,采用地质累积指数法评价土壤汞污染等级,并分析土壤汞和土壤钙相关性;以研究区域受汞污染的耕地土为供试土壤,施加不同比例钙基钝化剂对土壤汞进行稳定化处理,研究其动态水平下有效汞及汞赋存形态的变化,确定最优施加钙基钝化剂施加量;研究施加不同比例钙基钝化剂对汞污染土壤中培育的辣椒生长发育情况和各器官吸收金属汞含量的变化及影响,并分析其迁移转化规律,为后续土壤汞修复提供一定的科学依据。本文主要研究结果如下:（1）研究区域耕地土壤仍有较重汞污染,但整体有向好的趋势,仍需给予高度重视并开展修复工作。地质累积指数结果表明:研究区域耕地土壤呈现不同程度汞污染,其中以极重污染为主,越靠近汞矿中心点污染程度越重;研究区域耕地土壤总汞、有效汞含量随距中心点位的距离的增加而减少;相关性研究表明,土壤有效钙、有效汞与土壤p H值相关。（2）钙基钝化剂对汞污染土壤具有一定的钝化效果。研究结果表明:施加钙基钝化剂使土壤p H值增大,大幅降低了土壤有效汞含量,减少了可氧化提取态汞所占比例,提高了残渣态汞所占比例,从而达到降低土壤汞活性、钝化土壤汞的目的。对汞污染土壤进行修复,施加钙基钝化剂最优比例为10%硅酸钙>0.1%氧化钙>6.0%碳酸钙。（3）钙基钝化剂对辣椒吸收土壤汞具有一定的抑制效果。盆栽试验结果表明:施加一定比例的钙基钝化剂,不仅能够促进辣椒植株的生长,增加辣椒植株生物量,还能能够促进辣椒根、茎、果实抑制吸收土壤汞,使辣椒果实中汞含量低于GB2762-2017《食品安全国家标准食品中污染物限量》中污染限量值。对土壤—辣椒系统而言,施加钙基钝化剂最优比例为0.1%氧化钙>6.0%碳酸钙>0.1%硅酸钙。（4）钙基钝化剂作用下,辣椒植株汞具有向辣椒叶转移的趋势。辣椒植株吸收土壤汞,主要富集在辣椒根部,其次辣椒叶,而在辣椒茎和辣椒果实中富集较低。施加钙基钝化剂提高了辣椒叶对汞的转运系数,辣椒植株吸收的汞向辣椒叶发生显着迁移。综上所述,研究区域耕地土壤汞污染情况仍比较严重,需要展开修复工作。向汞污染土壤施加0.1%氧化钙,土壤p H值升高到能维持辣椒植株正常生长范围,并且对钝化汞污染土壤和抑制辣椒植株吸收土壤汞具有显着效果。因此,氧化钙是一种适合用于修复汞污染土壤的钝化剂,选用0.1%氧化钙效果最佳。
李传章[6]（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》文中指出由于工业化、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。
郭安宁[7]（2020）在《不同土壤退化类型及其调控对土壤微生物的影响机制》文中研究说明全球范围内,由于人类过度或不恰当的利用已导致土壤退化达33%。退化导致可利用的耕地、草地、林地等不断减少,影响人类的粮食安全和生存健康,降低生物多样性和生态系统的稳定性,对生态环境造成难以估量的破坏。本研究针对我国目前土壤退化的形势特点及研究存在的局限性,选取西北露天矿区土壤、南方酸性土壤和北方污灌区土壤为研究样本,分别在一定的修复措施下,探讨土壤退化及其调控对土壤和微生物的影响,阐明不同退化环境下土壤微生物群落结构的相似性和差异性,旨在探究土壤退化的微生物指示因子,并分析其地理分布格局,以期为退化土壤的修复工作提供理论参考。研究结果如下:（1）经过20余年的植被恢复,西北半干旱生态脆弱区复垦各样地的pH明显降低,刺槐×油松混交林积累土壤有机质（SOM）和全氮（TN）的能力均显着高于其它样地,研究区内TN和全钾（TK）的含量极度匮乏,这将会限制土壤生产力的维持。复垦后各样地中变形菌门（Proteobacteria）所占比例明显降低,酸杆菌门（Acidobacteria）所占比例显着增加。各复垦样地中,刺槐×油松和刺槐×臭椿×榆树混交林样地的细菌优势种组成及结构与原地貌具有较强的相似性,且其群落的丰富度和多样性水平提高最为显着。（2）南方酸性土壤pH随CaCO3施加量的增加而增加。低、中剂量的CaCO3(2.25和4.5 t·hm-2)增加了DOC和DON的含量,而高剂量的CaCO3(7.5 t·hm-2)降低了其含量。CaCO3的施加会改变土壤氮素循环进程,对土壤氮素的相互转化产生影响。中剂量CaCO3的施加促进土壤呼吸。各样地中细菌主要组成群落相似,差异主要体现在相对丰度上,施加CaCO3后酸杆菌门（Acidobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）、浮霉菌门（Planctomycetes）和疣微菌门（Verrucomicrobia）的相对丰度均有所增加,而放线菌门（Actinobacteria）的相对丰度则有所减少（p<0.05）。此外,低剂量和中等剂量CaCO3的施用提高了土壤细菌多样性。（3）北方污灌区土壤pH、有机质（SOM）、全氮（TN）、有效磷（AP）、速效钾（AK）随生物炭的施加显着增加,而有效态Cd含量随之降低,作物的种植对土壤性状无显着的影响。土壤过氧化氢酶和脲酶有不同程度的提高,土壤磷酸酶显着降低,蔗糖酶无明显变化。施加生物炭的各样地中细菌群落的优势门类为变形菌门（Proteobacteria）、酸杆菌门（Acidobacteria）和放线菌门（Actinobacteria）,其相对丰度在各样地间存在差异,生物炭的施加显着提高土壤微生物群落的多样性和丰富度。（4）我国不同气候地理环境下退化土壤生态系统的细菌群落结构及其驱动因素呈现一定的相似性与差异性。三种退化类型中相对丰度最高的均为变形菌门（Proteobacteria）,酸杆菌门（Acidobacteria）、浮霉菌门（Planctomycetes）和芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）的相对丰度均高于调控后的各样地,而厚壁菌门（Firmicutes）和放线菌门（Actinobacteria）的相对丰度则相对较低。北方污灌区重金属污染土壤中的细菌在各分类水平上群落组成数均高于南方酸性土壤和西北半干旱脆弱区土壤,且南方酸性土壤和北方污灌区重金属污染土壤中群落组成比例相对较为相似。三个样地中,α多样性指数组间差异明显,且北方污灌区重金属污染土壤的丰富度和多样性水平最高,南方酸性土壤次之,西北半干旱脆弱区土壤最低。
董佳[8]（2020）在《植物促生菌AN-B15和生物炭对汞污染土壤的修复研究》文中提出我国土壤汞污染严峻,且部分汞污染农田仍被用于居住和农业种植,而我国耕地资源又极度稀缺,为了即能保障土壤修复又能兼顾农作物生产,我们探寻能用于土壤原位修复的汞抗性菌株,并希望能通过生物炭固定制备成生物菌剂。从汞污染地区的植物体内分离筛选出内生菌,并通过摇瓶实验测定其重金属抗性和汞去除效能;之后通过土壤强化实验和水培实验研究细菌的土壤修复效能以及细菌的汞去除机制。最后通过盆栽实验测定生物炭对汞污染土壤的修复效能。从受汞污染的农田土壤植物体内及根际土壤中选育获得一株具有高抗汞性能的植物促生细菌AN-B15,经16S rDNA鉴定其属于假单胞菌属（Pseudomonas）。摇瓶实验发现,AN-B15在5和20 mg/L汞浓度下,能高效去除液体培养基中的汞（总去除率>90%）,其中生物挥发去除率约60%,吸附和沉淀去除率约27%。转录组分析表明,在汞胁迫下,AN-B15的mer操作子表达上调,且检测出较强的汞还原酶活性。对菌体和沉淀进行透射电镜以及EDS、XPS、XRD分析,可以确定沉淀中含有β-HgS。其次,汞污染土壤的强化修复实验表明,AN-B15能显着降低土壤总汞含量和有效态汞的含量。水培实验表,AN-B15可以提高汞胁迫条件下小麦的生物量,降低小麦植株汞含量。同时,接种AN-B15提高了小麦植株的抗氧化酶活性（SOD、POD和CAT）,说明AN-B15可以减轻汞对小麦幼苗的毒性。转录组分析表明,与植物促生相关的基因（iaaM、PqqC、pvdA、speD、speE、TreS、TreY、TreZ）上调表达。添加生物炭,使汞污染土壤pH、TOC、A-P值增加,且生物炭含量越高增加幅度越大,NH4-N含量减少,小麦株高、干重和叶绿素含量增加,小麦地上部和地下部汞含量显着降低。土壤微生态分析表明,汞处理降低土壤样本的OTU数量、丰度、多样性,α微生物多样性分析显示1%生物炭添加有利于土壤微生物丰富度的增加,4%生物炭添加更有利于土壤微生物多样性增加。环境因子与土壤微生物相关性分析显示,Alphaproteobacteria、Actinobacteria Sphingobacteriia、Chloroplast等11种优势纲与pH、Total Hg、TOC、DOC、NH4-N、A-P呈正相关。前二十优势属中Massilia、Mucilaginbacter、BurKholderia-Paraburkholderia、Sphingomonas、hgcl-clade、Lactobacillus、Methylobacterium等与pH、TOC、DOC、A-P、Total Hg呈正相关,与DTPA-Hg呈负相关。通过以上研究表明植物促生菌AN-B15表现出较高的汞污染土壤修复潜力。AN-B15具有将Hg2+还原为可挥发的Hg0的生物挥发作用,AN-B15具有将生物有效性较高的Hg2+转化为生物活性较低的HgS的生物钝化作用。抗氧化酶活的增强以及有关植物促生剂基因的表达上调部分解释了AN-B15对小麦幼苗汞解毒的分子机制。生物炭作为土壤改良剂还可用于微生物固定,总体上,生物炭可以增加土壤养分,钝化土壤有效态,改善汞胁迫下的小麦幼苗生长。综上,植物促生菌AN-B15和绿色材料生物炭对汞污染土壤有较好的修复潜力,本研究可为完善汞污染土壤原位修复手段提供参考,具有一定的现实意义和应用价值。
冯佳胤[9]（2020）在《水稻根系微生物组装配对林丹污染胁迫的响应研究》文中研究表明植物根系微生物组（Root-associated microbiome）是指作用于植物根系周围的微生物及其基因组的集合,它在促进植物营养元素吸收、提高植物抗逆能力等方面具有重要作用。近年来,随着生物技术的不断发展,针对不同植物根系微生物组的装配特征、影响因素和微生态效应等的研究已逐渐成为国际社会的研究热点。我国是全球最主要的水稻生产和消费大国,探究水稻生长过程中根系微生物组的集群模式,阐明不同环境因素对根系微生物群落的影响机制,是保障粮食安全、维持稻田生态系统健康稳定的重要基础。有机氯农药是典型的持久性有机化合物,因难降解而易在土壤中积累,从而对地下生态环境具有潜在风险。课题组在前期研究中发现,在长期植稻的淹水土壤中,以还原脱氯为主的有机氯农药自净削减过程与土壤中碳、氮、铁、硫等生源要素的氧化还原反应密切耦合。本论文以具有广谱杀虫毒性的典型有机氯农药林丹（γ-Hexachlorocyclohexane,γ-HCH）为代表,开展了水稻根系微生物组装配对林丹污染胁迫的响应研究,揭示了影响水稻根系微生物群落结构和功能的主要因素,探讨了污染胁迫下水稻根系特性对微生物组装配的调控作用、干湿交替驱动下水稻根系微生物对污染胁迫的动态响应,并比较了水稻与典型旱作植物（玉米、大豆）根系微生物组响应污染胁迫的差异性等。取得的主要研究结果如下:1、采用细菌16S rRNA基因测序技术研究了两种不同土壤类型中,水稻根系细菌群落的组成和时空演替规律。试验结果表明,土壤类型、水稻生长时间和根系分区等均对水稻根系微生物组的装配存在显着影响。高浓度林丹添加对整体根系微生物集群模式的贡献性最小,但对调控特定环境中微生物群落的反馈响应具有重要作用,表现为林丹污染显着提升了水稻营养生长初期根内微生物群落的多样性,并改变了参与水稻根际中与土壤氧化还原过程耦合的林丹脱氯过程中功能微生物的丰度。2、采用真菌ITS和细菌16S rRNA基因测序技术研究了林丹污染胁迫下不同水稻品种及其根系泌氧特性对根系微生物组的影响。试验结果表明,污染胁迫对水稻根系真菌群落的影响较小,但明显增加了根际土壤细菌群落中Bacillaceae和Comamonadaceae的相对丰度。水稻生长显着抑制了淹水厌氧环境中高浓度林丹的削减。其中,杂交稻品种的抑制作用较传统常规栽培品种更低,且在污染胁迫下,杂交稻的根际土壤具有更加稳定的微生物群落结构。3、采用细菌16S rRNA基因测序技术研究了污染胁迫下水稻根表铁膜对根系微生物组装配的调控作用。试验结果表明,受水稻根系氧化特性的影响,根周氧化条件的改变强化了林丹还原脱氯与铁元素氧化还原过程的耦合,从而造成根系微生物的群落组成和多样性等发生相应的响应变化。林丹胁迫主要降低了根面微生物群落的多样性,并改变了该区域内微生物的共现网络结构;铁膜富集效应显着降低了污染胁迫对根内微生物群落多样性的提升作用,并影响了Magnetospirillum等微生物由根内向根表的趋向性运移过程及微生物互作模式。4、采用古菌和细菌16S rRNA基因测序技术研究了干湿交替驱动下水稻根系微生物组对林丹污染的响应机制。试验结果表明,污染胁迫下的干湿交替过程造成了土壤氧化还原条件和理化性质等的变化,从而显着改变了水稻根系不同分区中Enterobacteriaceae、Desulfarculaceae、Geobacteraceae、Moraxellaceae等微生物的相对丰度,并诱导了Streptomyces等林丹好氧降解菌、以及Nocardioides、Geobacter等可介导生源要素还原转化过程的功能微生物产生与在持续淹水过程中的差异化响应,并因此显着抑制了干湿交替处理中林丹的降解速率。5、采用细菌16S rRNA基因测序和q PCR等技术对比研究了玉米、大豆和水稻根系微生物组对林丹污染胁迫的响应差异。试验结果表明,林丹污染对旱作玉米和大豆根系微生物的种群数量无明显影响,但显着改变了Sphingomonas、Streptomyces等好氧微生物在污染胁迫影响下的丰度和功能响应。受宿主植物根系特性及其对根际土壤环境调控作用的影响,玉米和大豆的生长均显着促进了根际土壤中林丹的降解,但削减速率显着不同;而水稻根系微生物群落虽然在污染胁迫下表现出的稳定性更强,但受根系泌氧特性和根际微生物装配模式等因素的影响,水稻生长显着抑制了根际土壤中林丹的削减过程。综合以上研究结果可知,土壤类型在调控水稻根系微生物组的装配过程中起到了主导作用,水稻不同品种及其根系特性差异也会随着植物生育时间对根系微生物的群落结构产生更加明显的选择性调控影响;相比之下,林丹污染胁迫对水稻根系微生物组的影响较小,可能与水稻种植过程中淹水环境对林丹毒性的缓解作用有关;相应地,水稻根系微生物组装配对不同种植条件下污染胁迫的响应变化也反馈到土壤地下生态环境中,进一步通过对相关降解菌及参与土壤氧化还原反应的功能微生物的调控,造成了林丹在水稻根际不同因素影响下的降解差异。与水稻相比,玉米和大豆根系微生物组装配的变化对林丹污染胁迫的响应更为敏感,这可能与两种旱作植物种植所依赖的好氧环境中林丹降解速率更慢有关。因此,本论文提出,污染胁迫下植物-微生物-土壤之间复杂的交互作用可以诱导植物根系微生物组装配和根际林丹降解削减的差异变化;与旱作玉米和大豆相比,水稻种植更有利于残留有机氯农药污染农田的自净。
王铁军[10]（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。
二、施肥及种植作物对汞污染土壤中微生物生态的修复（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、施肥及种植作物对汞污染土壤中微生物生态的修复（论文提纲范文）
（1）施肥对大豆玉米轮作及复垦土壤微生物多样性影响的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 矿区复垦研究进展 |
| 1.2.1 国外矿区复垦研究进展 |
| 1.2.2 国内矿区复垦研究进展 |
| 1.3 轮作对土壤肥力的影响研究进展 |
| 1.3.1 国外轮作对土壤肥力的影响研究进展 |
| 1.3.2 国内轮作对土壤肥力的影响研究进展 |
| 1.4 轮作对土壤微生物多样性的影响研究进展 |
| 1.4.1 国外轮作对土壤微生物多样性的影响研究进展 |
| 1.4.2 国内轮作对土壤微生物多样性的影响研究进展 |
| 1.5 施肥对土壤微生物多样性的影响研究进展 |
| 1.5.1 国外施肥对土壤微生物多样性的影响研究进展 |
| 1.5.2 国内施肥对土壤微生物多样性的影响研究进展 |
| 1.6 轮作与施肥对复垦土壤微生物的影响研究进展 |
| 1.6.1 复垦土壤微生物研究进展 |
| 1.6.2 轮作对复垦土壤微生物的影响研究进展 |
| 1.6.3 施肥对复垦土壤微生物的影响研究进展 |
| 1.6.4 根际与非根际土壤微生物 |
| 1.6.5 根际与非根际土壤微生物的研究进展 |
| 1.6.6 复垦区根际与非根际土壤微生物的研究进展 |
| 1.7 研究目的与意义 |
| 1.8 研究内容与技术路线 |
| 1.8.1 研究内容 |
| 1.8.2 技术路线 |
| 1.9 创新点 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 样品采集 |
| 2.3.1 根际土壤样品采集 |
| 2.3.2 非根际土壤样品采集 |
| 2.4 项目测定与方法 |
| 2.4.1 大豆和玉米生长性状及产量测定 |
| 2.4.2 大豆和玉米土壤养分测定 |
| 2.4.3 大豆和玉米土壤酶活测定 |
| 2.4.4 大豆和玉米土壤微生物区系 |
| 2.4.5 大豆和玉米土壤16Sr DNA测序 |
| 2.4.6 大豆和玉米土壤微生物群落功能多样性 |
| 2.5 数据处理 |
| 第三章 施肥对大豆生长及复垦土壤微生物多样性的影响 |
| 3.1 施肥对大豆生长的影响 |
| 3.1.1 施肥对不同时期大豆株高的影响 |
| 3.1.2 施肥对不同时期大豆茎粗的影响 |
| 3.1.3 施肥对不同时期大豆地上生物量的影响 |
| 3.1.4 施肥对大豆产量的影响 |
| 3.2 施肥对复垦土壤养分的影响 |
| 3.2.1 施肥对不同时期大豆根际与非根际土壤有机质的影响 |
| 3.2.2 施肥对不同时期大豆根际与非根际土壤全氮的影响 |
| 3.2.3 施肥对不同时期大豆根际与非根际土壤有效磷的影响 |
| 3.2.4 施肥对不同时期大豆根际与非根际土壤碱解氮的影响 |
| 3.2.5 施肥对不同时期大豆根际与非根际土壤速效钾的影响 |
| 3.2.6 复垦土壤养分与大豆生长的相关性分析 |
| 3.3 施肥对复垦土壤酶活性的影响 |
| 3.3.1 施肥对不同时期大豆根际与非根际土壤过氧化氢酶活性的影响 |
| 3.3.2 施肥对不同时期大豆根际与非根际土壤碱性磷酸酶活性的影响 |
| 3.3.3 施肥对不同时期大豆根际与非根际土壤脲酶活性的影响 |
| 3.3.4 施肥对不同时期大豆根际与非根际土壤蔗糖酶活性的影响 |
| 3.3.5 复垦土壤酶活性与土壤养分富集率的相关性分析 |
| 3.4 施肥对复垦土壤微生物数量的影响 |
| 3.4.1 施肥对不同时期大豆根际与非根际土壤细菌的影响 |
| 3.4.2 施肥对不同时期大豆根际与非根际土壤放线菌的影响 |
| 3.4.3 施肥对不同时期大豆根际与非根际土壤真菌的影响 |
| 3.4.4 复垦土壤微生物数量与土壤养分、酶活性的相关性分析 |
| 3.5 施肥对复垦土壤微生物群落结构的影响 |
| 3.5.1 施肥对大豆根际与非根际土壤微生物Alpha多样性的影响 |
| 3.5.2 不同施肥处理下大豆根际与非根际土壤微生物Beta多样性分析 |
| 3.5.3 施肥对大豆根际与非根际土壤微生物类群数量的影响 |
| 3.5.4 施肥对大豆根际与非根际土壤细菌门与属的影响 |
| 3.5.5 RDA分析复垦土壤微生物群落结构与土壤养分的相关性 |
| 3.6 施肥对复垦土壤微生物群落功能多样性的影响 |
| 3.6.1 施肥对不同时期大豆根际与非根际土壤微生物碳源利用率的影响 |
| 3.6.2 PCA分析不同施肥处理下大豆根际与非根际土壤微生物碳源利用率 |
| 3.6.3 大豆根际与非根际土壤微生物碳源利用率与土壤养分的关系 |
| 3.6.4 施肥对大豆根际与非根际土壤微生物群落功能多样性的影响 |
| 3.6.5 复垦土壤微生物群落代谢功能多样性与土壤养分及酶活性的相关性 |
| 3.7 小结 |
| 第四章 施肥对玉米生长及复垦土壤微生物多样性的影响 |
| 4.1 施肥对玉米生长的影响 |
| 4.1.1 施肥对不同时期玉米株高的影响 |
| 4.1.2 施肥对不同时期玉米茎粗的影响 |
| 4.1.3 施肥对不同时期玉米地上生物量的影响 |
| 4.1.4 施肥对玉米产量的影响 |
| 4.2 施肥对复垦土壤养分的影响 |
| 4.2.1 施肥对不同时期玉米根际与非根际土壤有机质的影响 |
| 4.2.2 施肥对不同时期玉米根际与非根际土壤全氮的影响 |
| 4.2.3 施肥对不同时期玉米根际与非根际土壤有效磷的影响 |
| 4.2.4 施肥对不同时期玉米根际与非根际土壤碱解氮的影响 |
| 4.2.5 施肥对不同时期玉米根际与非根际土壤速效钾的影响 |
| 4.2.6 复垦土壤养分与玉米生长的相关性分析 |
| 4.3 施肥对复垦土壤酶活性的影响 |
| 4.3.1 施肥对不同时期玉米根际与非根际土壤过氧化氢酶活性的影响 |
| 4.3.2 施肥对不同时期玉米根际与非根际土壤碱性磷酸酶活性的影响 |
| 4.3.3 施肥对不同时期玉米根际与非根际土壤脲酶活性的影响 |
| 4.3.4 施肥对不同时期玉米根际与非根际土壤蔗糖酶活性的影响 |
| 4.3.5 复垦土壤酶活性与土壤养分富集率的相关性分析 |
| 4.4 施肥处理对复垦土壤微生物数量的影响 |
| 4.4.1 施肥对不同时期玉米根际与非根际土壤细菌的影响 |
| 4.4.2 施肥对不同时期玉米根际与非根际土壤放线菌的影响 |
| 4.4.3 施肥对不同时期玉米根际与非根际土壤真菌的影响 |
| 4.4.4 复垦土壤微生物数量与土壤养分、酶活性的相关性分析 |
| 4.5 施肥对复垦土壤微生物群落结构的影响 |
| 4.5.1 施肥对玉米根际与非根际土壤微生物Alpha多样性的影响 |
| 4.5.2 不同施肥处理下玉米根际与非根际土壤微生物Beta多样性分析 |
| 4.5.3 施肥对玉米根际与非根际土壤微生物类群数量的影响 |
| 4.5.4 施肥对玉米根际与非根际土壤细菌门与属的影响 |
| 4.5.5 RDA分析复垦土壤微生物群落结构与土壤养分的相关性 |
| 4.6 施肥对复垦土壤微生物群落功能多样性的影响 |
| 4.6.1 施肥对不同时期玉米根际与非根际土壤微生物碳源利用率的影响 |
| 4.6.2 PCA分析不同施肥处理下玉米根际与非根际土壤微生物碳源利用率 |
| 4.6.3 玉米根际与非根际土壤微生物碳源利用率与土壤养分的关系 |
| 4.6.4 施肥对玉米根际与非根际土壤微生物群落功能多样性的影响 |
| 4.6.5 复垦土壤微生物群落功能多样性与土壤养分及酶活性的相关性 |
| 4.7 小结 |
| 第五章 不同种植季复垦土壤养分与微生物多样性比较分析 |
| 5.1 大豆/玉米轮作下复垦土壤养分比较分析 |
| 5.1.1 大豆/玉米轮作下复垦土壤全氮比较分析 |
| 5.1.2 大豆/玉米轮作下复垦土壤有机质比较分析 |
| 5.1.3 大豆/玉米轮作下复垦土壤碱解氮比较分析 |
| 5.1.4 大豆/玉米轮作下复垦土壤有效磷比较分析 |
| 5.1.5 大豆/玉米轮作下复垦土壤速效钾比较分析 |
| 5.2 大豆/玉米轮作下复垦土壤酶活性的比较分析 |
| 5.2.1 大豆/玉米轮作下复垦土壤过氧化氢酶比较分析 |
| 5.2.2 大豆/玉米轮作下复垦土壤碱性磷酸酶比较分析 |
| 5.2.3 大豆/玉米轮作下复垦土壤脲酶比较分析 |
| 5.2.4 大豆/玉米轮作下复垦土壤蔗糖酶比较分析 |
| 5.3 大豆/玉米轮作下复垦土壤微生物数量的比较分析 |
| 5.3.1 大豆/玉米轮作下复垦土壤细菌数量比较分析 |
| 5.3.2 大豆/玉米轮作下复垦土壤放线菌比较分析 |
| 5.3.3 大豆/玉米轮作下复垦土壤真菌比较分析 |
| 5.4 大豆/玉米轮作下复垦土壤微生物细菌群落结构的比较分析 |
| 5.4.1 大豆/玉米轮作下复垦土壤细菌门比较分析 |
| 5.4.2 大豆/玉米轮作下复垦土壤细菌属比较分析 |
| 5.5 大豆/玉米轮作下复垦土壤微生物群落功能多样性的比较分析 |
| 5.5.1 大豆/玉米轮作下复垦土壤微生物多样性香浓-维纳指数比较分析 |
| 5.5.2 大豆/玉米轮作下复垦土壤微生物多样性均一度指数比较分析 |
| 5.5.3 大豆/玉米轮作下复垦土壤微生物多样性优势度指数比较分析 |
| 5.6 大豆/玉米轮作下复垦土壤综合肥力比较分析 |
| 5.7 小结 |
| 第六章 讨论与结论 |
| 6.1 讨论 |
| 6.1.1 施肥改变了大豆/玉米生长性状及产量 |
| 6.1.2 施肥增加了复垦土壤养分含量 |
| 6.1.3 施肥提高了复垦土壤酶活性 |
| 6.1.4 施肥改变了复垦土壤微生物数量 |
| 6.1.5 施肥改变了复垦土壤微生物群落结构 |
| 6.1.6 施肥对复垦土壤微生物群落功能多样性的影响 |
| 6.1.7 施肥提高了复垦土壤综合肥力 |
| 6.2 结论 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| Abstract |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
| 致谢 |
（2）绿豆与禾本科作物间、轮作对减肥潜力和镉吸收的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 施肥现状及过量施肥的危害 |
| 1.1.1 作物施肥现状 |
| 1.1.2 过量施肥的危害 |
| 1.1.2.1 土壤性状恶化,肥力下降 |
| 1.1.2.2 导致农产品质量下降,使粮食和农产品安全受到威胁 |
| 1.1.2.3 浪费大量资源,加剧环境污染 |
| 1.1.2.4 使农民收入降低 |
| 1.2 镉污染农田安全利用 |
| 1.2.1 农田镉污染现状 |
| 1.2.2 镉污染农田安全利用 |
| 1.2.2.1 低积累品种 |
| 1.2.2.2 植物修复 |
| 1.2.2.3 土壤调理剂 |
| 1.2.2.4 水分调控 |
| 1.2.2.5 优化施肥 |
| 1.3 间、轮作对减肥潜力及重金属吸收的影响 |
| 1.3.1 间、轮作对减肥潜力的影响 |
| 1.3.2 间、轮作对重金属吸收的影响 |
| 1.3.2.1 施肥与重金属的关系 |
| 1.3.2.2 间、轮作与重金属的关系 |
| 1.3.2.3 间作对根际微生物的影响 |
| 1.4 研究的目的与意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 种植方式和施氮量对减肥潜力的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试地点与供试材料 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.1.3 样品采集及处理 |
| 2.1.4 植物N含量的测定 |
| 2.1.5 土壤pH值的测定 |
| 2.1.6 数据处理 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 绿豆、玉米和小麦各器官生物量及产量 |
| 2.2.1.1 绿豆和玉米各器官生物量 |
| 2.2.1.2 绿豆、玉米和小麦产量 |
| 2.2.2 氮含量 |
| 2.2.3 土壤pH值 |
| 2.3 结论 |
| 第三章 种植方式和施氮量对镉吸收的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 测定项目及方法 |
| 3.1.3.1 植物镉的测定方法 |
| 3.1.3.2 土壤镉有效态的测定方法 |
| 3.1.3.3 土壤全氮和碱解氮的测定方法 |
| 3.1.3.4 pH的测定方法 |
| 3.1.4 计算方法 |
| 3.1.5 数据统计 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同种植模式及施氮水平下绿豆和玉米各器官生物量 |
| 3.2.2 不同种植模式及施氮水平下绿豆和玉米镉含量 |
| 3.2.2.1 绿豆和玉米根镉含量 |
| 3.2.2.2 绿豆和玉米根际土有效态镉含量 |
| 3.2.2.3 绿豆和玉米的生物富集系数和转运系数 |
| 3.2.3 绿豆和玉米根际土pH和土壤氮含量 |
| 3.2.3.1 绿豆和玉米根际土pH |
| 3.2.3.2 绿豆和玉米根际土氮含量 |
| 3.3 结论 |
| 第四章 种植方式和施氮量对植物根际土壤细菌群落的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.1.3 测定项目及方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 绿豆和玉米根际互作细菌AlpHa多样性及稀释曲线分析 |
| 4.2.2 绿豆和玉米根际互作细菌物种组成 |
| 4.2.3 绿豆和玉米根际土壤细菌群落组成PCoA分析 |
| 4.2.4 绿豆和玉米根际土壤细菌群落组成RDA环境因子分析 |
| 4.3 结论 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（3）长期耕作对黑土理化性质及微生物群落结构的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语表 |
| 1 前言 |
| 1.1 研究目的及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 长期耕作对土壤理化性质的影响 |
| 1.2.2 长期耕作对土壤酶活性的影响 |
| 1.2.3 长期耕作对土壤微生物多样性的影响 |
| 1.2.4 长期耕作对土壤微生物群落结构的影响 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 本研究的创新点 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 土壤样品采集及处理 |
| 2.3 测定项目及方法 |
| 2.3.1 土壤水稳性团聚体的分级及稳定性的测定 |
| 2.3.2 土壤其他理化性质的测定 |
| 2.3.3 土壤酶活性的测定 |
| 2.3.4 土壤微生物多样性及群落结构分析 |
| 2.3.5 微生物的共现网络分析 |
| 2.3.6 相关性分析 |
| 2.4 数据统计分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 长期耕作对黑土理化性质的影响 |
| 3.1.1 长期耕作对黑土含水量的影响 |
| 3.1.2 长期耕作对黑土p H的影响 |
| 3.1.3 长期耕作对黑土有机质含量的影响 |
| 3.1.4 长期耕作对黑土全氮、硝态氮和铵态氮含量的影响 |
| 3.1.5 长期耕作对黑土全磷和有效磷含量的影响 |
| 3.1.6 长期耕作对黑土全钾和有效钾含量的影响 |
| 3.1.7 长期耕作对黑土水稳性团聚体组成及稳定性的影响 |
| 3.2 长期耕作对黑土酶活性的影响 |
| 3.2.1 长期耕作对黑土蔗糖酶活性的影响 |
| 3.2.2 长期耕作对黑土脲酶活性的影响 |
| 3.2.3 长期耕作对黑土酸性磷酸酶活性的影响 |
| 3.2.4 长期耕作对黑土过氧化氢酶活性的影响 |
| 3.2.5 黑土酶活性与土壤理化性质之间的关系 |
| 3.3 长期耕作对黑土微生物多样性的影响 |
| 3.3.1 长期耕作对黑土细菌alpha-多样性的影响 |
| 3.3.2 长期耕作对黑土真菌alpha-多样性的影响 |
| 3.3.3 长期耕作对黑土古菌alpha-多样性的影响 |
| 3.3.4 长期耕作对黑土细菌beta-多样性的影响 |
| 3.3.5 长期耕作对黑土真菌beta-多样性的影响 |
| 3.3.6 长期耕作对黑土古菌beta-多样性的影响 |
| 3.3.7 长期耕作对黑土微生物beta-多样性的影响 |
| 3.3.8 黑土壤微生物alpha-多样性与土壤理化性质之间的关系 |
| 3.3.9 黑土微生物beta-多样性与土壤理化性质之间的关系 |
| 3.4 长期耕作对黑土微生物群落结构的影响 |
| 3.4.1 长期耕作对黑土细菌群落结构的影响 |
| 3.4.2 长期耕作对黑土真菌群落结构的影响 |
| 3.4.3 长期耕作对黑土古菌群落结构的影响 |
| 3.4.4 黑土微生物群落门水平组成与土壤理化性质之间的关系 |
| 3.4.5 黑土理化性质与微生物属水平群落组成之间的关系 |
| 3.5 长期耕作对黑土微生物共现网络的影响 |
| 3.5.1 长期耕作对黑土细菌共现网络的影响 |
| 3.5.2 长期耕作对黑土真菌共现网络的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 长期耕作影响黑土的理化性质 |
| 4.2 长期耕作改变黑土的酶活性 |
| 4.3 长期耕作影响黑土微生物的多样性 |
| 4.4 长期耕作改变黑土微生物的群落结构 |
| 5 结论 |
| 6 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）铁基蒙脱土（Fe-MMT）-菌肥-有机肥对大棚土壤释汞的控制机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题依据及研究意义 |
| 1.2 土壤汞污染现状 |
| 1.3 国内外土壤汞修复研究现状 |
| 1.4 研究目标 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线图 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料及试剂 |
| 2.2 土壤和植物样品采集 |
| 2.3 土壤理化指标的检测及材料表征方法 |
| 2.4 土-气界面Hg~0的检测方法 |
| 2.5 土壤THg检测方法 |
| 2.6 土壤汞形态检测方法 |
| 2.7 小白菜体内THg检测方法 |
| 2.8 铁基蒙脱土在水土混合体系中对Hg~(2+)的吸附-解吸实验设计 |
| 2.9 土壤生态风险评价方法 |
| 2.10 质量控制 |
| 第三章 铁基蒙脱土-菌肥-有机肥对棚内作物汞含量的影响 |
| 3.1 施加铁基蒙脱土-菌肥-有机肥对小白菜生物量的影响 |
| 3.2 施加铁基蒙脱土-菌肥-有机肥对小白菜根部中汞含量的影响 |
| 3.3 施加铁基蒙脱土-菌肥-有机肥对小白菜叶子中汞含量的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 铁基蒙脱土-菌肥-有机肥影响下土壤汞的迁移转化特征与风险评价 |
| 4.1 大棚内土-气界面Hg~0的释放特征 |
| 4.1.1 单一处理组对大棚内土-气界面Hg~0的释放特征 |
| 4.1.2 两种复合处理组对大棚内土-气界面Hg~0的释放特征 |
| 4.1.3 三种复合处理组对大棚内土-气界面Hg~0的释放特征 |
| 4.2 大棚内土壤THg含量的变化特征 |
| 4.2.1 单一处理组对大棚内土壤THg含量的影响 |
| 4.2.2 两种复合处理组对大棚内土壤THg含量的影响 |
| 4.2.3 三种复合处理组对大棚内土壤THg含量的影响 |
| 4.3 大棚内土壤汞形态的变化特征 |
| 4.3.1 单一处理组对大棚内土壤汞形态的影响 |
| 4.3.2 两种复合处理组对大棚内土壤汞形态的影响 |
| 4.3.3 三种复合处理组对大棚内土壤汞形态的影响 |
| 4.4 土壤生态风险评价 |
| 4.4.1 风险评估代码 |
| 4.4.2 汞在土壤-植物系统中的TF和BCF值 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 水土混合体系中铁基蒙脱土对Hg~(2+)的吸附-解吸特征 |
| 5.1 影响铁基蒙脱土在水土混合体系中吸附汞的因素探究 |
| 5.1.1 pH对 Hg(NO_3)_2吸附的影响 |
| 5.1.2 吸附剂添加量对Hg(NO_3)_2吸附的影响 |
| 5.1.3 汞初始浓度对Hg(NO_3)_2吸附的影响 |
| 5.1.4 吸附时间对Hg(NO_3)_2吸附的影响 |
| 5.2 汞的吸附动力学模型和等温模型 |
| 5.2.1 吸附动力学 |
| 5.2.2 等温吸附 |
| 5.3 HNO_3对Hg(NO_3)_2毒性浸出实验 |
| 5.4 铁基蒙脱土对土壤汞修复的机制分析 |
| 5.4.1 吸附剂微观结构在吸附过程中的作用 |
| 5.4.2 吸附机制分析 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 土壤理化指标变化及土壤释汞机制分析 |
| 6.1 土壤理化指标与形态汞之间的关系 |
| 6.2 自然因素对土壤气态汞含量的影响 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表的论文 |
| 本课题所受项目资助 |
（5）钙基钝化剂对土壤汞的钝化效果（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 土壤汞污染来源与形态 |
| 1.2 土壤汞污染现状与危害 |
| 1.3 土壤汞污染修复的研究进展 |
| 1.4 钙基钝化剂研究进展 |
| 1.5 研究目的、内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 研究区域土壤汞污染状况 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区域概况 |
| 2.1.2 样品采集与处理 |
| 2.1.3 试验仪器与试剂 |
| 2.1.4 试验设置与方法 |
| 2.1.5 数据处理与分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 土壤汞污染状况 |
| 2.2.2 土壤钙含量 |
| 2.2.3 土壤理化性质与土壤汞钙含量的关系 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 钙基钝化剂对土壤汞污染修复的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样品采集与处理 |
| 3.1.2 试验仪器与试剂 |
| 3.1.3 试验设置与方法 |
| 3.1.4 数据处理与分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 钙基钝化剂对土壤p H值的影响 |
| 3.2.2 钙基钝化剂对土壤有效汞的影响 |
| 3.2.3 钙基钝化剂对土壤汞赋存形态的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 钙基钝化剂对辣椒富集汞的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 样品采集与处理 |
| 4.1.2 试验仪器与试剂 |
| 4.1.3 试验设置与方法 |
| 4.1.4 数据处理与分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 钙基钝化剂对辣椒生长的影响 |
| 4.2.2 钙基钝化剂对辣椒富集汞的影响 |
| 4.2.3 钙基钝化剂对汞的转运影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 论文特色与创新之处 |
| 5.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 1、参加学术交流 |
| 2、发表学术论文 |
| 致谢 |
（6）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 |
（7）不同土壤退化类型及其调控对土壤微生物的影响机制（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤退化研究进展 |
| 1.2.2 土壤微生物多样性概况 |
| 1.2.3 矿区退化土壤及复垦的微生物研究 |
| 1.2.4 酸化土壤及调控的微生物研究 |
| 1.2.5 重金属污染土壤及修复的微生物研究 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 2 理论基础与微生物的研究方法 |
| 2.1 理论基础 |
| 2.1.1 人类发展观的转变 |
| 2.1.2 恢复生态学理论 |
| 2.1.3 生态系统平衡原理 |
| 2.1.4 可持续发展理论 |
| 2.1.5 微生物生物地理学 |
| 2.1.6 生态位理论和中性理论 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 土壤DNA的提取 |
| 2.2.2 PCR扩增和高通量测序 |
| 2.2.3 OTU聚类与分类学分析 |
| 2.2.4 群落组成分析 |
| 2.2.5 Alpha多样性分析 |
| 2.2.6 环境因子关联分析 |
| 3 露天矿开采及不同模式复垦对土壤及微生物的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 研究区概况 |
| 3.1.2 样地设计 |
| 3.1.3 样品的采集与分析 |
| 3.1.4 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同复垦模式土壤理化性质的特征 |
| 3.2.2 不同复垦模式土壤养分含量的特征 |
| 3.2.3 土壤性状的描述性统计分析 |
| 3.2.4 土壤微生物群落的结构分析 |
| 3.2.5 土壤微生物群落的α多样性分析 |
| 3.2.6 矿区关键细菌与环境因素的相关性 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 不同复垦模式土壤养分的变化 |
| 3.3.2 不同复垦模式微生物特征的变化 |
| 本章小结 |
| 4 酸化土壤及碳酸钙的施加对土壤及微生物的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 研究区概况 |
| 4.1.2 样地设计 |
| 4.1.3 样品的采集与分析 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同CaCO_3施加量对土壤理化性质的影响 |
| 4.2.2 不同CaCO_3施加量对土壤氮循环的影响 |
| 4.2.3 不同CaCO_3施加量对土壤呼吸的影响 |
| 4.2.4 不同CaCO_3施加量对土壤细菌群落结构的影响 |
| 4.2.5 不同CaCO_3施加量对土壤细菌群落α多样性的影响 |
| 4.2.6 酸化土壤关键细菌与环境因素的相关性 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 CaCO_3施加对土壤理化性质的影响 |
| 4.3.2 CaCO_3施加对土壤氮循环的影响 |
| 4.3.3 CaCO_3施加对土壤呼吸的影响 |
| 4.3.4 CaCO_3施加对土壤微生物的影响 |
| 本章小结 |
| 5 重金属污染土壤及生物炭的施加对土壤及微生物的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 研究区概况 |
| 5.1.2 样地设计 |
| 5.1.3 样品的采集与分析 |
| 5.1.4 数据分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 土壤p H及 Cd含量的变化 |
| 5.2.2 土壤养分特征的变化 |
| 5.2.3 土壤微生物量和酶活性的变化 |
| 5.2.4 土壤细菌群落结构的变化 |
| 5.2.5 土壤细菌群落α多样性的变化 |
| 5.2.6 重金属污染区关键细菌与环境因素的相关性 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 生物炭对土壤pH及 Cd含量的影响 |
| 5.3.2 生物炭对土壤养分特征的影响 |
| 5.3.3 生物炭对土壤微生物量和酶活性的影响 |
| 5.3.4 生物炭对土壤细菌群落结构的影响 |
| 本章小结 |
| 6 不同退化类型微生物群落结构及多样性分析 |
| 6.1 结果与分析 |
| 6.1.1 不同分类水平下各样地菌群结构组成 |
| 6.1.2 微生物群落在门水平的组成分析 |
| 6.1.3 微生物群落在纲水平的组成分析 |
| 6.1.4 不同退化类型菌群OTU分析 |
| 6.1.5 不同退化类型土壤微生物丰富度与多样性分析 |
| 6.2 讨论 |
| 6.2.1 不同退化类型微生物群落共性及差异性分析 |
| 6.2.2 影响不同退化类型土壤微生物差异的环境驱动因素 |
| 6.2.3 微生物的生态功能 |
| 6.2.4 微生物群落的地理分布格局研究 |
| 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新之处 |
| 7.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）植物促生菌AN-B15和生物炭对汞污染土壤的修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 汞污染概况 |
| 1.1.1 汞的理化性质 |
| 1.1.2 汞在环境中的循环 |
| 1.1.3 汞在土壤中的形态和转换 |
| 1.1.4 土壤汞污染的危害 |
| 1.1.5 土壤汞污染来源及现状 |
| 1.2 土壤汞污染的治理方法 |
| 1.2.1 微生物固定 |
| 1.2.2 微生物转化 |
| 1.3 植物促生菌的研究进展 |
| 1.4 生物炭修复汞污染土壤的研究进展 |
| 1.5 本课题的科学意义 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 植物促生菌的分离和鉴定 |
| 2.1.1 抗汞内生菌、根际菌的分离和纯化 |
| 2.1.2 细菌鉴定 |
| 2.2 植物促生菌的抗汞效能 |
| 2.2.1 植物促生菌的重金属抗性 |
| 2.2.2 植物促生菌的汞去除性能 |
| 2.3 AN-B15抗汞机制的初步探究 |
| 2.3.1 汞还原酶的检测 |
| 2.3.2 沉淀物相表征 |
| 2.4 AN-B15植物促生剂的测定 |
| 2.5 AN-B15的植物解毒作用初探 |
| 2.5.1植物水培实验 |
| 2.5.2 可溶性蛋白质和抗氧化酶活测定 |
| 2.5.3 小麦形态指标 |
| 2.5.4 植物汞含量测定 |
| 2.6 AN-B15 对汞污染土壤修复效能测定 |
| 2.6.1 土壤总汞含量测定 |
| 2.6.2 有效态汞的测量 |
| 2.7 AN-B15基因组分析 |
| 2.7.1 DNA提取 |
| 2.7.2 文库构建 |
| 2.7.3 生物信息分析 |
| 2.8 AN-B15转录组分析 |
| 2.8.1 总RNA提取 |
| 2.8.2 文库构建 |
| 2.8.3 原始数据的过滤处理 |
| 2.8.4 测序结果的生物信息学及统计学分析 |
| 2.9 生物炭的汞污染土壤修复效能测定 |
| 2.9.1 生物炭的制备 |
| 2.9.2 土壤理化性质的测定 |
| 2.9.3 盆栽实验 |
| 2.10 土壤微生物多样性测定 |
| 2.10.1 DNA提取和PCR扩增 |
| 2.10.2 16SrDNA测序 |
| 2.11 统计分析 |
| 第三章 实验结果与分析 |
| 3.1 植物促生菌的筛选和鉴定 |
| 3.1.1 植物促生菌的分离和初筛 |
| 3.1.2 四株植物促生菌的复筛 |
| 3.1.3 AN-B15鉴定结果 |
| 3.2 AN-B15的汞去除效能 |
| 3.2.1 AN-B15的重金属抗性 |
| 3.2.2 AN-B15的汞去除效能 |
| 3.3 AN-B15的汞去除机制初探 |
| 3.3.1 AN-B15的汞还原酶活性 |
| 3.3.2 沉淀物象表征 |
| 3.4 AN-B15对汞胁迫环境下小麦的影响 |
| 3.4.1 接种AN-B15后汞胁迫环境下的小麦生长指标 |
| 3.4.2 添加AN-B15后汞胁迫环境下的小麦植株汞含量 |
| 3.4.3 添加AN-B15后汞胁迫环境下的小麦抗氧化酶活性 |
| 3.5 AN-B15对汞污染土壤的修复效能 |
| 3.6 AN-B15的基因组分析 |
| 3.6.1 三代测序结果统计 |
| 3.6.2 基因功能注释 |
| 3.6.3 基因组比较分析 |
| 3.7 汞胁迫环境下AN-B15的转录组分析 |
| 3.7.1 汞胁迫下AN-B15的转录组特征 |
| 3.7.2 汞胁迫下AN-B15的基因显着差异表达结果 |
| 3.7.3 汞胁迫下AN-B15植物促进和生物防治性状基因 |
| 3.8 生物炭对汞污染土壤的修复效能 |
| 3.8.1 添加生物炭后的土壤理化性质 |
| 3.8.2 生物炭对汞污染土壤的修复效能 |
| 3.8.3 生物炭对汞胁迫下小麦的影响 |
| 3.9 生物炭对汞污染土壤微生物生态的影响 |
| 3.9.1 土壤微生物群落多样性分析 |
| 3.9.2 土壤微生物群落分类学组成分析 |
| 3.9.3 环境因子与微生物群落结构冗余分析 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 AN-B15的汞去除机制分析 |
| 4.2 AN-B15对汞胁迫环境下小麦的影响分析 |
| 4.3 AN-B15对汞污染土壤修复机制分析 |
| 4.4 生物炭作为AN-15固定剂的可行性分析 |
| 第五章 结论和展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 研究成果 |
| 致谢 |
（9）水稻根系微生物组装配对林丹污染胁迫的响应研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 主要缩略词表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 农田土壤有机氯农药污染 |
| 1.2.1 农田有机氯农药污染现状 |
| 1.2.2 土壤中典型氧化还原过程对有机氯农药降解的影响 |
| 1.2.3 农药林丹的性质及其环境行为 |
| 1.3 植物根系微生物组的形成机制与影响因素 |
| 1.3.1 植物根系微生物组的形成机制 |
| 1.3.2 植物根系微生物组的时空演替规律 |
| 1.3.3 植物根系微生物组对环境胁迫的响应变化 |
| 1.4 典型作物根系特性及其对微生物组装配过程的影响 |
| 1.4.1 典型作物根系微生物组的装配 |
| 1.4.2 水稻根系特性及其环境效应 |
| 1.4.3 农业水分管理对土壤环境因子和微生物群落的影响 |
| 1.5 研究目的、内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 水稻根系微生物组时空演替规律及影响因素 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试土壤 |
| 2.2.2 试验试剂 |
| 2.2.3 试验设计 |
| 2.2.4 样品采集 |
| 2.2.5 理化指标测定方法 |
| 2.2.6 DNA提取、PCR扩增和高通量测序 |
| 2.2.7 数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 不同因素对根系微生物群落组成和多样性的影响 |
| 2.3.2 根际土壤微生物组对环境因子及林丹污染的响应变化 |
| 2.3.3 水稻生长期间根内微生物组对污染胁迫的响应变化 |
| 2.3.4 不同根际分区微生物功能响应 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 水稻根系微生物组的时空演替规律及影响因素 |
| 2.4.2 不同根系分区水稻根系微生物组群落组成与功能差异 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 污染胁迫下不同水稻品种及其根系泌氧特性对根系微生物组的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试土壤和水稻品种 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 样品采集和理化指标测定 |
| 3.2.4 DNA提取、PCR扩增和测序 |
| 3.2.5 微生物序列处理和数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 水稻生长及其对环境因子的影响 |
| 3.3.2 微生物群落组成和多样性 |
| 3.3.3 林丹污染胁迫对水稻根系微生物组的影响 |
| 3.3.4 林丹污染胁迫下水稻品种间的微生物组差异 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 不同环境因子对植物根际污染削减过程的影响 |
| 3.4.2 污染胁迫影响下不同品种水稻根系微生物组装配差异 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 污染胁迫下水稻根表铁膜对根系微生物组的调控作用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试土壤 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 样品采集 |
| 4.2.4 理化指标测定方法 |
| 4.2.5 高通量测序和数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 水稻根表铁膜生成及其影响因素 |
| 4.3.2 根表及根内微生物组成及群落多样性 |
| 4.3.3 水稻根表及根内微生物组对林丹污染的响应变化 |
| 4.3.4 污染胁迫下铁膜富集对根表及根内微生物组的影响 |
| 4.3.5 污染胁迫下根表及根内微生物群落网络结构 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 污染胁迫下水稻根表铁膜的形成机制 |
| 4.4.2 根表铁膜影响下水稻根系微生物组对污染胁迫的响应机制 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 干湿交替影响下水稻根系微生物组响应林丹污染胁迫 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤和水稻品种 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 样品采集和理化指标测定 |
| 5.2.4 DNA提取、高通量测序和数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 干湿交替驱动下细菌微生物组的集群模式 |
| 5.3.2 干湿交替驱动下不同根系分区微生物组对污染胁迫的响应变化 |
| 5.3.3 水稻根系微生物组与干湿交替过程中环境因子的相关性 |
| 5.3.4 干湿交替驱动下古菌微生物组的集群模式变化 |
| 5.3.5 古菌微生物组响应污染胁迫及其对产甲烷过程的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 干湿交替驱动下水稻根系微生物组对林丹污染胁迫的响应变化 |
| 5.4.2 干湿交替过程中微生物群落对土壤氧化还原及产甲烷过程的影响 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 典型水旱作物根系微生物组装配对污染胁迫的响应差异 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试土壤和植物 |
| 6.2.2 试验设计 |
| 6.2.3 样品采集 |
| 6.2.4 qPCR分析及高通量测序 |
| 6.2.5 数据分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 旱作植物生长及其对环境因子的影响 |
| 6.3.2 旱作植物微生物群落组成和多样性 |
| 6.3.3 环境因子对各根系分区微生物组的影响 |
| 6.3.4 旱作植物根际微生物组差异及对污染胁迫的响应变化 |
| 6.3.5 水旱耕作模式下环境因子指标差异 |
| 6.3.6 植物生长和林丹污染胁迫对根系微生物组的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 旱作体系下污染胁迫对地下微生物过程的影响 |
| 6.4.2 水旱不同种植体系下植物-土壤-微生物的交互作用影响 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 总结与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.1.1 水稻根系微生物组时空演替规律及影响因素 |
| 7.1.2 污染胁迫下不同水稻品种及其根系泌氧特性对根系微生物组的影响 |
| 7.1.3 污染胁迫下水稻根表铁膜对根系微生物组的调控作用 |
| 7.1.4 干湿交替对水稻根系微生物组响应污染胁迫的影响 |
| 7.1.5 典型水旱作物根系微生物组对污染胁迫的响应差异 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（10）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 |
四、施肥及种植作物对汞污染土壤中微生物生态的修复（论文参考文献）
- [1]施肥对大豆玉米轮作及复垦土壤微生物多样性影响的研究[D]. 张变华. 山西农业大学, 2021(02)
- [2]绿豆与禾本科作物间、轮作对减肥潜力和镉吸收的影响[D]. 张永敬. 中国农业科学院, 2021(09)
- [3]长期耕作对黑土理化性质及微生物群落结构的影响[D]. 洪艳华. 黑龙江八一农垦大学, 2021
- [4]铁基蒙脱土（Fe-MMT）-菌肥-有机肥对大棚土壤释汞的控制机制研究[D]. 刘朝淑. 贵州师范大学, 2021
- [5]钙基钝化剂对土壤汞的钝化效果[D]. 罗谦. 贵州师范大学, 2021(10)
- [6]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)
- [7]不同土壤退化类型及其调控对土壤微生物的影响机制[D]. 郭安宁. 中国地质大学(北京), 2020(08)
- [8]植物促生菌AN-B15和生物炭对汞污染土壤的修复研究[D]. 董佳. 云南大学, 2020(08)
- [9]水稻根系微生物组装配对林丹污染胁迫的响应研究[D]. 冯佳胤. 浙江大学, 2020
- [10]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)