一、转基因技术在土壤重金属污染植物修复中的研究现状与前景（论文文献综述）
王雅乐[1]（2021）在《钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究》文中认为我国北方部分小麦主产区土壤Cd污染严重,威胁小麦安全生产。目前,关于我国南方酸性水稻田Cd污染修复方面的研究相对较多,针对北方碱性小麦田Cd污染的修复技术研究较少。在南方酸性水稻田Cd污染修复研究中获得的修复材料、产品及技术模式并不完全适应于北方碱性Cd污染小麦田土壤。因此,加强北方碱性小麦田土壤Cd污染修复,降低小麦籽粒Cd累积,对保障小麦安全生产具有重要意义。本文研究了巯基改性粘土材料在碱性Cd污染土壤中的钝化阻控效果及机制,乙二胺二琥珀酸（EDDS）强化孔雀草、美洲商陆和龙葵对碱性土壤Cd污染修复效率和环境效应,探究了孔雀草提取-钝化联合对碱性Cd污染土壤的修复效应,并进一步研究了MnSO4对小麦Cd积累的抑制作用及机制。主要结果如下:（1）在碱性Cd污染土壤中施加巯基改性粘土材料,促进土壤中可交换态Cd向Fe/Mn氧化物结合态Cd转换,降低淋出液中Cd的淋出率（75.98-77.70%）,但对元素Cu和Zn的影响较小;巯基改性粘土材料对土壤Cd的钝化作用迅速（1 d）、效果显着（44.89-62.39%）,且不受重金属提取剂淋溶作用的影响。土壤灭菌处理改变土壤微生物的结构和功能。与巯基坡缕石（MPAL）处理的自然土壤相比,MPAL处理的灭菌土壤中的稳定态Cd比例显着增加（36.62-50.00%）,MPAL在灭菌土壤中的钝化效果优于自然土壤。另外,施加MPAL对土壤微生物群落结构和多样性的影响较小。小麦盆栽试验结果表明,施加MPAL促进土壤大团聚体（>0.25mm）中的Cd向小团聚体（<0.048mm）转移,同时降低大团聚体中的有效态Cd含量。在碱性Cd污染土壤中施加0.1%MPAL使两种小麦籽粒Cd含量由0.57和0.44 mg·kg-1降低到0.10和0.09 mg·kg-1。（2）在碱性Cd污染土壤中,土壤溶液中的重金属浓度在施加EDDS后7 d逐渐增加,随EDDS降解逐渐降低;施加30-35d后,EDDS对Cd的强化作用消失;一次施加EDDS对土壤溶液中重金属的活化作用优于两次施加。三种超富集植物在碱性Cd污染土壤中的提取效率为:孔雀草（3.43%）>龙葵（2.30%）>美洲商陆（0.07%）;以合适的方式施加EDDS后,孔雀草、龙葵和美洲商陆的修复效率提高1.38%、1.35%和0.52%。另外,土壤pH值、重金属含量和酶活性的变化均与EDDS的施加时期显着相关。（3）两年连续试验结果表明,孔雀草收获时,土壤中施加的EDDS并未完全降解,EDDS-Cd复合物不能被小麦根系吸收;施加EDDS增加土壤pH值,不影响土壤中Cd的形态分布。施加EDDS增加孔雀草的Cd提取量,但没有显着降低轮作小麦籽粒Cd含量。施加MPAL不改变土壤pH值,增加土壤稳定态Cd含量,显着降低土壤有效态Cd含量。施加0.1%MPAL使低Cd积累小麦籽粒Cd含量从0.35 mg·kg-1降低到0.05 mg·kg-1,低于国家标准限值0.1 mg·kg-1（GB 2762-2017）,且对小麦籽粒的Fe、Mn、Cu和Zn含量无显着影响。第一季施加EDDS不影响MPAL的钝化效果。与单一施加MPAL处理相比,EDDS强化孔雀草提取-MPAL钝化联合处理没有显着降低小麦籽粒Cd含量。（4）土施0.05-0.2%MnSO4使小麦籽粒Cd含量降低24.16-63.44%。施用MnSO4增加小麦根部Mn含量,通过Mn与Cd之间的拮抗作用,降低小麦根部对Cd的吸收;且减少Cd从小麦节点1到节间1、穗轴到小麦籽粒的向上运输。小麦节点2-4可限制Cd和Mn元素的转运,节点1和穗轴可限制Cd的转运而不影响Mn的转运。小麦不同组织的离子组学空间分布与小麦生长形态一致,施加MnSO4改变了小麦根部、节点、颖壳和籽粒的离子组学组成,小麦根部的离子组学变化最为显着。
肖旭[2]（2021）在《三种木本植物在锰尾矿污染土壤的生长及其对重金属锰的吸收试验研究》文中研究指明随着工农业的发展及人类的活动,土壤重金属污染越来越严重,成为一个全球性环境问题。我国是一个矿产资源比较丰富的国家,在矿产资源开采过程中因环境技术滞后形成了大量的矿区废弃地,并且导致了一系列的环境与生态问题。湖南省作为有色金属之乡,其丰富的矿产资源在开采利用的过程中也随之带来了一系列的生态与环境隐患。近些来受到广泛关注的“镉大米”事件使得重金属矿区废弃地导致的污染问题引起全社会的高度关注。植物修复（Phytoremediation）技术具有低成本、环境友好等优势正日益引起众多关注。植物修复重金属污染土壤这一研究领域持续不断地受到世界范围内的广泛关注。本研究以湘潭锰尾矿区废弃地为研究对象,开展锰尾渣与锰尾泥的就地混合比例的改良试验,即模拟锰尾渣与锰尾泥的不同比例混合后作为盆栽土壤基质,以复羽叶栾树（Koelreuteria bipinnatafranch）、马尾松（Pinus massoniana）和木荷（Schima superba）幼苗盆栽实验为手段,结合盆栽苗在模拟土壤基质条件下受试木本植物苗木的生物量、存活率情况,分析重金属锰在植物幼苗体内分布浓度,探索利用锰尾矿废弃地锰尾渣与锰尾泥两种典型基质混合效应下锰在盆栽修复植物幼苗体内的分布与转运机制。研究可为将来进行推广示范锰尾矿废弃地植物修复技术的优化模式提供理论依据与基础。本文得出如下主要结果:（1）锰尾渣与锰尾泥不同比例混合基质的理化性质随混合比例变化而变化锰尾渣与锰尾泥经过不同比例混合后,其混合基质在基质机械组成、容重、有机质、pH、全氮、全磷、全锰、有效磷、有效锰等理化性质方面均发生变化。总的来说,混合基质的质地趋向于壤土;容重趋向于减小;盆栽基质中对照土壤pH最小,为5.0;锰尾泥约为5.8,锰尾渣约为8,二者的混合基质的pH介于二者之间,随混合锰尾渣的量增加而升高。盆栽基质土壤有机质平均值为1.04,全氮（Total N）平均值为0.81,全磷含量均值1297.72 mg/kg,其中最大值出现在锰尾泥基质中,对照土基质的全磷含量最低,锰尾渣基质中含量次低;基质中有效磷含量均值23.92mg/kg。全锰含量均值7722.82 mg/kg,其中对照土的全锰含量最低,锰尾泥的含量低于平均值,锰尾渣中全锰含量最高,二者的混合基质中的全锰含量介于二者之间。有效锰含量均值287.53 mg/kg,其中对照土中有效锰含量最低,约为29.3 mg/kg;锰尾泥和锰尾渣中有效锰也均低于平均值;但是,二者的混合基质中的有效锰含量均高于平均值,其中锰尾渣和锰尾泥以1:3混合后其基质中的有效锰含量最高。（2）锰尾渣与锰尾泥基质混合后可以提高修复植物栾树和木荷幼苗成活率锰尾渣与锰尾泥经过不同比例混合后,其混合基质能明显提高栾树幼苗和木荷幼苗的成活率。锰尾渣与锰尾泥混合基质无论何种比例混合均能提高栾树和木荷苗木的存活率。以修复植物的成活率为参考,锰尾渣与锰尾泥二者混合的最佳质量比为2:2。同样的,以成活率为参考标准,栾树和木荷二者均可作为锰尾矿废弃地植物修复的适宜树种;马尾松在锰尾矿基质中的成活率过低,不适合用作锰矿山废弃地的修复植物。具体来说,栾树苗除了在锰尾泥中不能存活外,其在对照土基质中的成活率是75%,在其混合基质中平均成活率为75%,在锰尾渣与锰尾泥以1:3混合基质中成活率高于75%。木荷苗在对照土基质中其成活率为100%,在仅锰尾泥、锰尾渣和锰尾泥以3:1混合基质中成活率均仅为25%左右,在锰尾渣基质中存活率约为50%,而在锰尾渣和锰尾泥以1:3和2:2混合基质中成活率均高于平均水平,约为75%左右。马尾松苗的平均成活率为29%,除了在对照土基质中存活率为100%外,在其他基质中基本不能存活。（3）锰尾渣与锰尾泥基质混合后影响修复植物生物量及其分配本研究表明,锰尾矿混合基质对栾树和木荷幼苗的生长与生物量均具有一定的影响。苗木成活率和生长量与细根发育基本一致,且生物量变化与其存活率密切相关。从根系（细根）生物量角度,发现锰尾泥基质不适合幼苗生长的定量证据;T1S3和T2S2的混合基质对细根生长有很大的促进作用。栾树和木荷幼苗在锰尾渣和锰尾泥及其混合基质下的生物量与生物量分配是通过调节各自生长和改变根系形态等来适应胁迫水平的。（4）锰尾渣与锰尾泥基质混合后改变修复植物生物富集系数（bioconcentration factor,BCF）和转移系数（translocation factor,TF）BCF、TF和TFf（translocation factor for foliage,叶片转移系数）的差异为栾树和木荷两个树种耐锰机制的差异性上提供了定量证据。BCF和TF两个系数表明栾树和木荷均不是锰的超富集植物,而是锰的耐性植物。尽管栾树和木荷在耐锰机制上存在一定的区别,但二者均适宜作为锰尾矿废弃地的潜在修复植物。本研究为锰矿山废弃地的植物修复提供了一条经济可行的途径,即将当地锰尾渣与锰尾泥以一定比例混合后,可以提高修复植物的修复效果。
于晓燕[3]（2020）在《白云鄂博矿山土壤污染分析及生态修复研究》文中提出白云鄂博矿山经过长达60余年的露天开采、堆放和运输作业活动,已在一定程度上污染了当地及其周边的生态环境,部分植物停止生长或死亡,动物和人类的健康受到了威胁。现有的学者多数着眼于矿山重金属污染的研究,但对重金属、轻稀土和放射性核素复合污染研究的尚为少见。生态修复方面,现有的研究多集中在植物或微生物单一的修复,对植物-微生物-动物协同修复技术研究较少。本文运用矿业工程学、土壤学、植物学、景观生态学和数理统计学等理论知识,系统的测定了矿区土壤中重金属、轻稀土和放射性核素三种污染物的含量,分别对其分布特征进行分析研究。运用内梅罗分析、地累积分析、主成分分析及随机森林分析方法对矿区土壤污染物分布特征进行研究。调查白云鄂博矿山网围栏内的植物种类并进行植物多样性分析,筛选三类污染物的富集植物。采用创新的“耐受性植物+菌根真菌+耐性蚯蚓”技术协同修复土壤中的主要污染物,通过AHP+模糊综合评判法评价土壤生态修复效应,进而对白云鄂博矿山公园生态修复策略进行更新设计。本文创新点为系统研究了土壤中重金属、轻稀土及放射性核素污染特征,并进行“植物-微生物-动物”协同修复土壤复合污染的研究。通过白云鄂博矿区土壤污染及生态修复研究得出了以下成果。1.测定矿区内采样点土壤中重金属、轻稀土和放射性核素的含量,研究发现内蒙古白云鄂博矿区主矿、东矿、西矿周边及排土场等土壤中重金属Pb、Cu、Mn和Zn四种元素严重超标,表明受采矿活动污染影响严重,排土场污染物与矿坑重金属元素相关。土壤中轻稀土元素La、Ce、Pr、Nd、Sm和Eu含量严重超标,其含量变化规律呈现土壤表层高深层低,采样区范围内北高南低、东高西低的特征。土壤中发现含有放射性核素238U、232Th、226Ra和40K,其含量未超过内蒙古环境天然辐射水平中段。2.运用内梅罗、地累积法、主成分分析及随机森林回归分析等方法综合研究得出污染程度、累积程度及主要污染物质来源等信息,确定矿区内最主要的8种污染元素。内梅罗综合分析结果表明,土壤中重金属和轻稀土元素均处于中度污染到严重污染,土壤中放射性核素属于轻度污染。地累积法分析表明土壤中重金属污染属严重污染,轻稀土污染属轻度污染到重度污染,放射性核素属无污染程度。主成分分析法分析得出土壤中重金属Pb、Zn,轻稀土La、Ce和放射性核素238U、232Th是土壤中最主要的污染物质。依据上述三种评价方法综合确定土壤中最主要污染物为Pb、Cu、Mn、Zn、La、Ce、238U、232Th。随机森林回归法分析上述8种主要污染元素,研究矿石开采等矿业活动和排土场堆放是污染物来源。3.对白云鄂博矿山网围栏内的植物种类进行多样性调查,发现共计15科24属27种植物,占包头市植物科、属、种总数的15.79%,6.32%,3.20%,种类稀少。从当地植物中选取5种优势植物,即短花针茅Stipa breviflora Griseb.、青蒿Artemisia carvifolia Buch.、直立黄耆Astragalus adsurgens Pall.、银背风毛菊Saussurea nivea和披碱草Elymus dahuricus Turcz.,测定植物体内重金属、轻稀土、放射性核素的含量,对富集重金属、轻稀土和放射性核素的能力进行研究,得出富集系数、转运系数、根系滞留系数均小于1,未发现任何污染物的富集植物,因此不能直接作为富集植物进行修复使用。4.采用创新的“耐受性植物+菌根真菌+耐性蚯蚓”协同修复技术,进行盆栽试验,发现可以有效提高土壤中污染物去除率。并通过AHP+模糊综合评判法评价筛选出“油松+菌根红网牛肝菌Boletus luridus Schaeff.+耐性蚯蚓”协同修复的最优修复方案。对白云鄂博矿山公园生态修复策略进行更新设计,收集植被生物量、土壤污染量、气象、土壤肥力等信息数据,通过系统分析进行有针对性的矿山公园生态修复管理工作。本文为科学有效地指导矿山生态修复工作奠定了基础,可为矿山土壤环境生态修复及绿色矿山建设提供理论依据和技术支持。
杨倩倩[4]（2020）在《能源植物同时去除土壤中汞和多环芳烃的研究》文中研究指明随着我国废弃污染场地的持续增多,修复治理改善环境已经成为迫切需要。本研究选取焦化厂污染土壤,对汞（Hg）和多环芳烃（PAHs）这两种复合污染场地代表性污染物进行加级污染,以菊芋作为修复用植物,探讨重金属与有机物复合污染场地的植物修复作用,得出以下主要结论:（1）Hg浓度为4.5mg/kg、∑PAHs浓度为240mg/kg时,复合污染对菊芋生长状况无明显抑制;随着污染物浓度增加,植物株高降低、叶面积减小、生物量（DW）减少、叶绿素含量降低、根系活力降低,并且高PAHs污染比高Hg污染对于植物生长的影响更显着。菊芋叶片超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化物酶（POD）活性随Hg浓度的增高呈先上升后下降的趋势,随PAHs浓度增加而下降;脂膜过氧化产物（MDA）含量随污染物浓度的增加而提高,说明菊芋对污染胁迫产生了积极抗性响应,但污染仍对菊芋产生了不利影响。（2）高浓度PAHs和Hg导致土壤微生物的多样性降低,种植菊芋与未种植相比土壤微生物多样性发生变化。通过门和属水平的比较,不同污染组微生物群落结构不同,种植菊芋后优势群落的总生态势提高,并且通过OUT水平的PCA和CCA分析进一步证明种植菊芋对于污染组的微生物群落组成有影响,Hg和PAHs导致了微生物组成的变化,实验浓度下PAHs污染比Hg污染对微生物组成差异的贡献大。（3）种植菊芋90d后,汞在菊芋体内的分布规律为根>叶>茎,根是菊芋富集汞的主要器官。菊芋根、叶中汞含量随土壤汞含量增加先增加,后略有下降。茎中汞含量随土壤汞含量增加而增加。菊芋的富集系数在高Hg组（CG2/CG3/CG4）大于1,最高达到5.90,说明菊芋适合修复中高汞污染的土壤,但菊芋转运系数都小于],说明菊芋根部阻隔了Hg的向上传递。（4）高浓度PAHs组∑PAHs去除率达70.86%,较未种植显着提高。与未种植组相比,种植菊芋后在大部分检出PAHs的组分含量中都有明显的下降,这说明种植菊芋对于PAHs的降解有着重要的作用。无论是种植的还是未种植的,10种多环芳烃的含量都显着下降（1 0%～1 00%的下降）,说明PAHs的降解主要靠土壤内部微生态的作用。2、3环PAHs去除率呈现了随着PAHs浓度的增加而增加的趋势,证明了多环芳烃添加到土壤中的形式影响了它们对耗散的敏感性。（5）随着PAHs浓度的升高,菊芋茎、叶对Hg的积累量增加,说明多环芳烃对于菊芋地上部Hg的提取有促进作用。随着Hg浓度的增加,大多数PAHs组分的耗散没有明显变化,说明在实验复合污染浓度下,菊芋修复的最大的限制因素PAHs而不是Hg。菊芋在Hg和PAHs污染场地修复中表现良好,适用于复合污染场地的修复。
董沁[5]（2020）在《高羊茅叶片镉的外泌途径及其调控机理研究》文中进行了进一步梳理重金属污染严重威胁生态环境及人类健康,已成为全球关注的问题,其中,以镉（Cd）污染最为严重。我国镉污染土壤不仅面积大,且污染程度严重,直接威胁到农产品的安全。植物修复是经济、高效的重金属污染土壤修复技术。高羊茅（Festuca arundinacea）对重金属Cd具有较强的耐受性,在植物修复中具有较好的应用前景。本研究发现了高羊茅叶片具有外泌Cd的功能,可使植株避免体内积累过高浓度的Cd而受到毒害作用,进而系统的研究了高羊茅叶片外泌重金属Cd的途径和生理特性;分析了不同植物生长调节剂和矿质元素Zn对高羊茅转运和外泌Cd的调控作用及其机理;并且利用RNA-Seq对高羊茅在Cd胁迫下的转录调控机制进行研究,全面、系统地阐述了高羊茅对Cd胁迫的解毒机制,为基于叶片泌Cd的高羊茅植物修复技术提供理论基础。本研究取得的主要结果如下:利用镉的特异荧光染色和激光共聚焦显微镜观察高羊茅叶片外泌Cd的时间进程,在Cd处理后的6-24小时内,外泌的Cd从高羊茅叶尖顺着叶缘向下蔓延,在处理后的72小时内完全覆盖整个叶片表面。利用扫描电镜结合X射线分析,观察到高羊茅叶尖的水孔结构,并且检测到叶片表面分泌物结晶中Cd的重量百分比为5.76%。在Cd处理的第5、10和15天,倒一叶和倒二叶的露水中均可检测到Cd2+。由此可证明,高羊茅可通过“根系吸收Cd—木质部汁液转运至地上部—通过叶片尖端的水孔外泌Cd—以结晶的形式附着在叶片表面”这一途径将Cd排出体外。通过测定不同品种高羊茅在Cd胁迫下的生长、光合参数、Cd浓度等指标,比较不同品种对Cd的吸收、积累、转运及外泌能力的差异。结果显示,在7个高羊茅品种中,美洲虎4G在Cd处理下的各项光合参数显着高于其他品种,在处理21天后,其净光合速率、蒸腾速率和气孔导度的降幅均为最小。高羊茅叶片泌Cd能力在不同品种间的差异较大,精英（蓝）和美洲虎4G外泌的Cd浓度为98.63 mg/kg和80.21 mg/kg,显着高于其他5个品种。美洲虎4G在Cd胁迫下具有较强的光合能力,可以保证其正常生长,并且具有较强的泌Cd能力和较大的生物量,适合作为基于叶片泌Cd机制的植物修复材料。通过测定高羊茅不同部位的Cd浓度,分析Cd胁迫浓度、时间以及叶位对高羊茅吸收、转运、积累和外泌Cd等生理特性的影响。随Cd处理浓度的升高,高羊茅叶片内Cd浓度、外泌Cd浓度呈增加趋势,外泌系数在75μM Cd处理时最高。随Cd处理时间的增加,高羊茅叶片外泌Cd浓度以及外泌系数呈增加趋势,叶片中的Cd浓度随着处理时间呈先增加后降低的趋势,在28天时最高。相关性分析结果显示,叶片内Cd浓度与外泌Cd浓度显着正相关。外泌Cd浓度、叶片内Cd浓度和外泌系数随着叶片衰老程度而增加,说明老叶和枯叶可以积累和外泌更多的Cd。与Zn、Ca、Mg和K相比,Cd的转运系数最低,而外泌系数最高,可能存在偏向性外泌的特性。根系中5.2%的Cd转运到地上部,叶片中有13.6%的Cd经水孔排出体外。叶面喷施6种植物生长调节剂（IAA、SA、6-BA、GA3、ETH和ABA）,研究其对高羊茅生长、光合特性、吸收、转运、积累和外泌Cd的影响。结果表明,6种植物生长调节剂对高羊茅的生长无显着影响,但ETH和SA可以缓解Cd胁迫对高羊茅造成的对光合作用和蒸腾作用的抑制,从而提高Cd胁迫下高羊茅的生理机能。SA和ETH处理通过促进叶片和根系对Cd的吸收和积累,GA3通过促进Cd的转运,均能显着提高高羊茅积累和外泌Cd的能力,可有效提高植物修复的效率。向营养液中添加矿质元素Zn,通过分析Zn/Cd在根系和叶片中的互作,研究Zn对高羊茅Cd吸收、积累、转运和外泌的调控作用。营养液中Zn的添加抑制了高羊茅根系对Cd的吸收,但是促进了Cd从根系到地上部的转运以及Cd在叶片中的积累和外泌;而Cd的添加则对Zn的吸收、转运、积累和外泌均起到抑制作用。Zn和Cd在高羊茅体内的互作模式为:根系中相互拮抗,在叶片中Zn协同Cd而Cd拮抗Zn。添加Zn可以提高木质部汁液中Zn、Ca、Mg和K的浓度,促进这些营养元素的转运和积累,保证高羊茅在Cd胁迫下的正常生长,同时,也可以促进Cd的转运和外泌,是提高植物修复效率的有效途径。使用Illumina Hiseq高通量测序平台对Cd胁迫前后高羊茅叶片和根系的12个c DNA文库进行测序,在转录水平上研究高羊茅对Cd胁迫的响应。总共获得了100,285个Unigene,其中有9292个差异表达基因,叶片和根系中分别为2180个和7112个。根据差异表达基因GO功能富集分析,将所有的Unigene和DEGs分成了三大类,分别为生物学过程（biological process）、细胞组分（cellular component）和分子功能（molecular function）,其中包括51个二级功能,其中解毒作用、转运蛋白活性、核酸结合转录因子活性、抗氧化活性、营养库活性等功能均与重金属解毒机制相关。在差异表达基因KEGG通路富集分析中,发现Cd处理后与谷胱甘肽代谢相关的KEGG通路在高羊茅叶片中显着富集。Cd处理高羊茅后,在叶片和根系中发现了多个参与细胞壁代谢、抗氧化系统、植物激素信号转导、金属离子的转运以及转录因子相关的差异表达基因,在高羊茅对Cd的吸收、积累、转运、外泌以及解毒过程中综合作用。通过对各类差异表达基因的功能分析,更加深入地了解了高羊茅吸收、积累、转运、外泌Cd的分子机制,对其解毒途径有了进一步的认识。可据此对高羊茅转运、外泌重金属Cd进行调控研究,以提高植物修复效率。
张言[6]（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》文中提出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。
刘文哲[7]（2020）在《灰杨镉积累相关的PcPLAC8家族基因鉴定与功能研究》文中研究指明随着工业化发展,土壤重金属污染日趋严重,亟需治理。植物修复是指通过植物根系吸收土壤中的重金属,进一步转运到植物地上部分,收获地上部分,从而降低或消除土壤重金属污染。植物修复具有成本低、环境友好和无二次污染等特点。杨树（Populus sp.）作为速生的多年生木本植物具有根系发达和地上部生物量大的特点,是修复重金属污染土壤的理想植物。灰杨（Populus×canescens）主要分布在欧亚大陆和我国的西北、华北等地,具有较强的镉（Cd）富集能力。前期研究表明PLAC8（Placental-specific 8）基因可能参与了杨树对Cd胁迫的响应,但PLAC8基因在杨树响应Cd胁迫中的作用机理研究甚少,该基因家族成员在灰杨吸收、转运和积累Cd过程中的作用尚不清楚。本研究对灰杨中PLAC8基因家族成员进行了分析,从基因结构、系统进化、Cd胁迫响应表达及酵母功能互补分析的角度进行研究,筛选出与Cd胁迫响应相关的基因。通过遗传转化拟南芥（Arabidopsis thaliana）和杨树,以期揭示灰杨PLAC8基因家族成员在灰杨吸收、转运和积累Cd过程中的作用。主要研究结果如下:1.灰杨基因组中Pc PLAC8基因家族共有24个成员,共分成4个分支,第一分支的成员数量最多,有11个成员,与拟南芥PLAC8家族At PCR2基因亲缘关系近;第二分支成员数量最少,只有2个成员;第三分支和第四分支分别有6个和5个成员。Pc PLAC8基因家族的24个成员具有PLAC8结构域,且结构域序列保守;所有成员分布在灰杨的12条染色体上,其中8个成员集中分布在第10号染色体。在染色体内和染色体间共有18个基因可能存在基因重复。Pc PLAC8基因家族成员的启动子区域,顺式作用元件以及小分子micro RNAs（mi RNAs）靶位点分析表明,植物激素响应相关作用元件数量较多,与PLAC8相互作用的mi RNA（mi R169,mi R393和mi R398）可能参与重金属胁迫响应的调控。2.在灰杨根,皮,木材,成熟叶和幼叶不同组织中,Pc PLAC8基因家族第一分支成员的表达水平对Cd胁迫均有响应,且在不同时间Cd处理下呈现不同的表达模式。在6h Cd胁迫时,Pc PLAC8-10在根中上调表达丰度最高,且在Cd胁迫不同时间一直维持较高丰度的表达水平,而在皮和幼叶,基因呈现随Cd胁迫时间的增加,表达量逐渐升高的趋势;6h Cd胁迫时,Pc PLAC8-12和Pc PLAC8-15在根中表达量最高,随Cd胁迫时间的增加出现表达量下调的趋势,而在皮中的表达量不断上调,呈现不同的表达趋势。将Pc PLAC8家族第一分支成员转化酵母（Saccharomyces cerevisiae）Δycf1菌株进行酵母互补试验,进一步明确Pc PLAC8-10,Pc PLAC8-12和Pc PLAC8-15参与Cd胁迫响应。3.Pc PLAC8-12和Pc PLAC8-15两基因的氨基酸序列相似性为46%,PLAC8结构域序列保守,而非保守区域序列氨基酸差异较大。两基因均在灰杨的皮和根中表达。Pc PLAC8-12/15蛋白均定位在细胞膜。过表达Pc PLAC8-12和Pc PLAC8-15均增强酵母Δycf1菌株对Cd的耐受性。在拟南芥中分别过表达Pc PLAC8-12和Pc PLAC8-15,转基因拟南芥在Cd胁迫后生长状态好于野生型,叶片受到的伤害程度小,提高抗坏血酸过氧化物酶和过氧化氢酶活性,降低了活性氧类物质含量。Cd2+流速测定显示转基因拟南芥提高根系对Cd的吸收。通过将Pc PLAC8-12启动子融合GUS报告基因,对转基因拟南芥进行GUS染色,发现GUS主要在幼苗的根系表达,而在Cd胁迫后,地上部的顶端分生组织和叶柄部位强烈表达。4.灰杨Pc PLAC8-10基因属于PLAC8家族第一分支,分布在第8号染色体,与Pc PLAC8-12和Pc PLAC8-15亲缘关系较近,氨基酸序列相似度分别47.64%和55.03%。具有典型的PLAC8结构域。烟草（Nicotiana tabacum）和拟南芥原生质体的瞬时表达研究表明Pc PLAC8-10蛋白定位在细胞膜。过表达Pc PLAC8-10基因能够增强酵母对Cd的耐受性。与野生型相比,过表达Pc PLAC8-10杨树的叶片在Cd胁迫后叶绿素含量和光合效率分别升高了18.2%和27.8%,根系对Cd2+的吸收速率提高了109%。相比野生型,转基因杨树在Cd处理后根系和叶片活性氧类物质含量降低,抗坏血酸过氧化物酶活性增高,表明转基因杨树对Cd耐受性增强。与野生型相比,转基因杨根Cd含量下降16.3%,茎和叶中的Cd含量分别升高了31.8%和43.8%,表明过表达Pc PLAC8-10基因提高杨树地上部分对Cd的富集能力。综上所述,本文对灰杨Pc PLAC8基因家族成员进行鉴定和筛选,明确Pc PLAC8-10,Pc PLAC8-12和Pc PLAC8-15基因参与Cd胁迫响应,并通过在酵母,拟南芥和杨树中的功能研究,进一步明确PLAC8基因在提高Cd耐受性、增强根系Cd吸收和向地上部转运Cd能力的作用机制。为林木土壤重金属修复提供了理论依据,为土壤重金属污染的修复实践提供潜在价值。
马志刚[8]（2019）在《LcGR基因的抗逆功能分析及其对土壤重金属富集作用的研究》文中提出镉（Cd）因有易累积、污染范围广和毒性强的特性,现已成为重金属（HMs）污染治理的目标。多年生经济作物枸杞（Lycium chinense）具有抗重金属特性,可用于提高植物抗逆性的研究。本论文研究了Cd胁迫下枸杞基因组的差异表达、谷胱甘肽还原酶（Glutathione reductase,Lc GR）基因表达及其蛋白的亚细胞定位和抗逆功能,并将Lc GR基因应用于烟草对土壤HMs的富集。枸杞经Cd处理6 h后,其叶RNA转录组数据拼接成约5.9×104个单基因（Unigene）。将Cd处理组与对照组相比较获得差异表达基因（DEU）,然后经GO（Gene ontology）和代谢通路显着性分析后发现,谷胱甘肽（GSH）代谢中Lc GR和茉莉酸（JA）代谢中丙二烯氧化环化酶（AOC）等基因表达明显上调。通过逆转录PCR扩增得到Lc GR基因,其c DNA序列含1488 bp的开放阅读框;经过亲缘关系聚类分析证实其具有GR1样的结构域;经大肠杆菌表达系统可高效表达该基因,纯化的蛋白具有GR催化活性;烟草亚细胞定位实验证实了Lc GR蛋白主要定位于叶绿体;实时定量PCR结果揭示Lc GR基因受镉胁迫后,其表达量随Cd处理时间呈现先显着提高后缓慢下降的趋势,且表达量受内源JA调控;转Lc GR基因烟草中的叶绿素含量、GR酶活性和GSH合成量显着提高,这为植物在Cd、干旱、盐胁迫下提高生物量和发芽率及维持优良生长状态提供了重要保障。将Lc GR基因导入马铃薯中研究其抗逆功能。在进行转Lc GR基因马铃薯苗组培体系优化时,相对于高浓度水杨酸（SA）,1μmol/L SA能通过提高活性氧（ROS）累积量、精胺和亚精胺含量来增加幼苗的干物质含量,ROS还可以诱导幼苗GSH的合成和提高抗氧化酶活性。这些抗氧化物能显着降低超含水化苗的比例,这为培育抗逆性幼苗提供了一种优良的培养方法。在干旱和盐胁迫下,转Lc GR基因（GM）马铃薯苗总GR基因表达量是非转基因（NG）苗的129%和127%,而且在干旱胁迫后,GM苗显着增强了GSH、脯氨酸含量和抗氧化酶活性,这些抗氧化物降低了植物膜质氧化程度、提高了作物的抗逆性。使用烟草分别富集污染培养土中HMs时,发现GM烟草中的Cd、Pb和Zn浓度分别是NG烟草的3.9倍、2.7倍和3.67倍。在土壤中HMs被富集后,GM烟草中Cd、Pb和Zn大约降低了30%,这一比例明显高于NG烟草培养土的HMs减少比例。Cd对烟草的干重影响最大,Pb次之,Zn最小,GM比NG烟草的干重更高。GM烟草持续富集污染土壤中HMs的能力显着高于NG植物。
张海珍[9]（2019）在《大青杨PuHSFA4a转录因子调控高锌胁迫应答的机理研究》文中指出锌（Zn）作为一种营养元素在植物体内发挥着重要的作用,是植物体内多种酶的必需成分,对植物的生长发育有着很重要的作用。随着人类排放的废物废水的增多,大量的重金属进入土壤中。当土壤中大量的锌元素被植物吸收后,会导致植物的生长受到抑制,严重时会导致植物死亡。当植物在高含量锌的土壤中生长时,自身也会有一系列的抗逆机制来应对高锌胁迫。目前大部分的研究都集中在锌转运子上,对锌解毒的转录因子及其调控机理的研究很少。本研究的目的是初步阐明大青杨PuHSFA4a转录因子调控高锌胁迫应答的分子作用机制。（1）在大青杨中克隆了 PuHSFA4a转录因子,发现这个转录因子能够特异性地提高大青杨的抗高锌能力。在大青杨受到高锌胁迫后,通过qRT-PCR和GUS染色发现这个转录因子在根部发挥作用。通过亚细胞定位发现这个转录因子定位于细胞核和细胞质中,说明了这个转录因子是组成型表达蛋白。转录自激活实验展现出PuHSFA4a的转录激活区域在蛋白序列上的214 AA到278 AA处,包含一个AHA1激活部位。（2）将获得的PuHSFA4a过表达、抑制表达转基因株系和野生型大青杨进行高锌胁迫,结果表明:在高锌胁迫下,与野生型大青杨相比PuHSFA4a过表达转基因株系有着更健壮的根系和产生更少量的活性氧（ROS）,说明过表达PuHSFA4a基因提高了大青杨的抗高锌能力;而PuHSFA4a抑制表达转基因株系与野生型相比有着更矮小的根系同时产生了更多的ROS,最终对高锌胁迫更敏感了。（3）对PuHSFA4a转录因子抗高锌胁迫的机理进行了更深入的探究。在正常生长和高锌胁迫后,将PuHSFA4a过表达和野生型大青杨的根部进行转录组测序,结果表明:PuHSFA4a转录因子通过调控下游与非生物胁迫相关或者是和根生长相关的基因来提高植物的抗高锌能力。（4）通过染色质免疫共沉淀（ChIP）、酵母单杂实验（Y1H）、双荧光素酶实验（LUC）和凝胶阻滞实验（EMSA）发现:PuHSFA4a结合谷胱甘肽-S-转移酶（PuGSTU17）和马铃薯糖蛋白型磷脂酶（PuPLA2）基因启动子上的HSE元件从而直接调控这两个基因的表达。（5）通过对PuGSTU17转基因株系和野生型大青杨进行表型观察和生理指标测定:发现过表达PuGSTU17基因提高了大青杨根部的GST酶活,降低了根部的ROS水平,最终提高了整个植物的抗高锌能力。对另一个靶基因PuPLA2进行了转基因表型观察:发现在正常生长和高锌胁迫后,PuPLA2过表达株系根部生长比野生型更茂盛。综上所述:PuHSFA4a转录因子一方面通过直接调控PuGSTU17功能基因来提高大青杨根部GST酶活,最终降低了胁迫后产生的ROS。另一方面通过正调控下游靶基因PuPLA2的表达来促进根部的生长,最终提高植物的抗高锌能力。本研究不仅首次发现了热激转录因子能够提高植物的的抗高锌能力,而且拓宽了转录因子调控高锌胁迫的机制。为林木重金属土壤修复提供了理论依据和参考,对于培育出重金属抗逆性强的植物具有重要意义,有很重要的应用前景。
蔡明轩[10]（2018）在《不同类型重金属在西伯利亚鸢尾中的转运富集研究》文中研究表明随着工业与农业飞速发展,导致重金属在土壤—植物—环境系统中受到的污染越来越严重。人类对重金属污染环境的治理采取了多种修复方法,其中植物修复是研究的一个热点,通过植物对重金属的提取、固定和挥发作用,减少或去除土壤中的重金属含量,不仅成本低,还不会对环境造成二次污染,是公认的绿色修复技术而倍受人们关注。本文以水培实验研究西伯利亚鸢尾（Iris sibirica L.）在6种不同类型重金属镍（Ni）、钴（Co）、铅（Pb）、铈（Ce）、铁（Fe）、镉（Cd）+腐殖酸（HA）分别胁迫下,其生长状况、生物量、植物体内重金属含量、富集系数（BCF）、转运系数（TCF）以及体内超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）和过氧化物酶（POD）的变化,探究西伯利亚鸢尾对不同类型重金属的转运富集能力,为丰富植物重金属修复提供理论参考。研究结果如下:（1）研究发现Ni、Co、Pb、Ce、Fe、Cd六种元素对西伯利亚鸢尾的生长都有一定的抑制作用,西伯利亚鸢尾对不同重金属吸收积累表现出差异。当Ni胁迫浓度为300 mg·L-1,Co为500 mg·L-1,Pb为300 mg·L-1,Ce为800 mg·L-1,Fe为400 mg·L-1,Cd为25 mg·L-1,添加200mg·L-1 HA时,西伯利亚鸢尾水上部分对应金属浓度均超过1000 mg·kg-1。（2）与植物吸收重金属元素相对应,西伯利亚鸢尾从水培溶液中吸收的重金属元素主要积累在根部,向上迁移至茎部和叶部的能力,因重金属性质的不同而不同。本实验中,重金属浓度为300 mg·L-1时,西伯利亚鸢尾中BCF为Ni>Co>Fe>Pb>Ce,TCF为Ni>Co>Pb>Fe>Ce;500 mg·L-1时,西伯利亚鸢尾中BCF为Fe>Co>Ni>Ce>Pb,TCF为Ni>Fe>Co>Ce>Pb;随着HA浓度的不断增加,Cd2+在西伯利亚鸢尾中BCF、TCF均为先升高再降低。（3）在研究Ce、Fe、HA+Cd胁迫西伯利亚鸢尾时发现,其体内产生的SOD、CAT、POD随着Ce3+、Fe2+、HA浓度的升高而产生不同的变化趋势。在植物各器官中的SOD、CAT、POD酶活力与重金属Fe、Ce、HA的浓度具有一定的相关性,随着重金属Ce3+、Fe2+浓度的升高,SOD活力呈现叶>茎>根,随着HA浓度的增加,CAT先升高后降低、POD活力逐渐降低。（4）螯合剂可以与重金属离子形成配合物,配合物通过西伯利亚鸢尾根部的吸收并通过转运细胞转运到茎、叶部分,进一步强化植物根部重金属向水上部分富集运输。随着添加HA浓度的增大,在西伯利亚鸢尾中的BCF逐渐降低,螯合剂抑制了转运蛋白转运重金属的能力,说明高浓度生物螯合剂阻碍金属螯合剂配位体的形成,导致根系对土壤重金属的吸收能力降低。
二、转基因技术在土壤重金属污染植物修复中的研究现状与前景（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、转基因技术在土壤重金属污染植物修复中的研究现状与前景（论文提纲范文）
（1）钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤Cd污染现状 |
| 1.1.1 土壤Cd污染来源及修复技术 |
| 1.1.2 小麦及小麦田土壤Cd污染现状 |
| 1.2 钝化阻控技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.2.1 碱性Cd污染农田修复中常用的钝化材料及存在问题 |
| 1.2.2 巯基改性材料在Cd土壤污染修复方面的研究进展 |
| 1.3 植物提取技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.3.1 常用的超富集植物及强化植物提取措施 |
| 1.3.2 植物提取技术在弱碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.4 联合阻控技术在碱性Cd污染农田修复方面的研究进展 |
| 1.5 肥料对小麦Cd吸收和累积的影响 |
| 1.6 国外小麦田土壤Cd污染修复技术研究进展 |
| 1.7 研究目的及意义、研究内容和技术路线 |
| 1.7.1 研究目的及意义 |
| 1.7.2 研究问题及内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 巯基改性粘土对碱性土壤Cd污染钝化阻控效应及机制研究 |
| 第一节 巯基改性粘土对碱性土壤中重金属淋溶行为的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验方法 |
| 2.2.2 样品处理 |
| 2.2.3 数据分析 |
| 2.3 试验结果 |
| 2.3.1 不同淋洗剂对Cd淋出率的影响 |
| 2.3.2 巯基改性粘土对土壤淋出液和重金属含量的影响 |
| 2.3.3 老化时间对巯基改性粘土处理土壤的淋溶行为的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第二节 土壤灭菌处理对巯基坡缕石钝化碱性土壤Cd污染效应的影响 |
| 2.6 引言 |
| 2.7 材料与方法 |
| 2.7.1 试验方法 |
| 2.7.2 样品处理 |
| 2.7.3 数据分析 |
| 2.8 试验结果 |
| 2.8.1 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤重金属含量的影响 |
| 2.8.2 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤细菌群落的影响 |
| 2.8.3 土壤灭菌和巯基坡缕石处理对土壤理化性质的影响 |
| 2.9 讨论 |
| 2.9.1 土壤灭菌处理不影响巯基坡缕石在碱性土壤中对Cd的钝化作用 |
| 2.9.2 土壤灭菌处理改变土壤细菌群落和土壤理化性质 |
| 2.10 小结 |
| 第三节 巯基坡缕石对小麦Cd累积和土壤团聚体Cd分布的影响 |
| 2.11 引言 |
| 2.12 材料与方法 |
| 2.12.1 试验方法 |
| 2.12.2 样品处理 |
| 2.12.3 数据分析 |
| 2.13 试验结果 |
| 2.13.1 施加巯基坡缕石对小麦Cd吸收和转运的影响 |
| 2.13.2 施加巯基坡缕石对土壤团聚体的影响 |
| 2.14 讨论 |
| 2.14.1 施加巯基坡缕石降低小麦对Cd吸收和转运 |
| 2.14.2 施加巯基坡缕石改变Cd在土壤团聚体中的分布 |
| 2.15 小结 |
| 本章结论 |
| 第三章 EDDS 强化超富集植物对碱性土壤 Cd 污染修复效应及机制研究 |
| 第一节 施加EDDS对孔雀草和美洲商陆Cd积累和生长的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验方法 |
| 3.2.2 样品处理 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 试验结果 |
| 3.3.1 施加EDDS对土壤溶液Cd含量的影响 |
| 3.3.2 孔雀草和美洲商陆的Cd吸收动态变化 |
| 3.3.3 施加EDDS对孔雀草和美洲商陆生长和Cd积累的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第二节 施加EDDS对碱性Cd污染土壤中龙葵修复效率及土壤质量的影响 |
| 3.6 引言 |
| 3.7 材料与方法 |
| 3.7.1 试验方法 |
| 3.7.2 样品处理 |
| 3.7.3 数据分析 |
| 3.8 试验结果 |
| 3.8.1 施加EDDS对龙葵生长和Cd积累的影响 |
| 3.8.2 施加EDDS对土壤溶液重金属含量和理化性质的影响 |
| 3.8.3 施加EDDS对土壤重金属含量和理化性质的影响 |
| 3.9 讨论 |
| 3.10 小结 |
| 本章结论 |
| 第四章 EDDS强化孔雀草提取-巯基坡缕石钝化联合修复Cd污染土壤效应研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验方法 |
| 4.2.2 样品处理 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 试验结果 |
| 4.3.1 联合修复技术对土壤老化阶段土壤溶液的影响 |
| 4.3.2 联合修复技术对小麦Cd吸收和转运的影响 |
| 4.3.3 联合修复技术对土壤性质和Cd形态的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 联合修复技术对土壤理化性质和小麦Cd累积效应的影响 |
| 4.4.2 联合修复效率评价 |
| 4.5 本章结论 |
| 第五章 土施MnSO_4对小麦Cd累积关键部位和离子组学影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验方法 |
| 5.2.2 样品处理 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 试验结果 |
| 5.3.1 土施MnSO_4对小麦Cd和 Mn吸收转运的影响 |
| 5.3.2 土施MnSO_4对小麦离子组学的影响 |
| 5.3.3 土施MnSO_4对土壤性质和重金属含量的影响 |
| 5.4 .讨论 |
| 5.4.1 土施MnSO_4降低小麦对Cd的吸收和转运 |
| 5.4.2 土施MnSO_4改变小麦的离子组学特征 |
| 5.5 本章结论 |
| 第六章 全文结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（2）三种木本植物在锰尾矿污染土壤的生长及其对重金属锰的吸收试验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 重金属污染土壤研究综述 |
| 1.1 重金属污染土壤研究背景与意义 |
| 1.2 矿区废弃地重金属污染土壤修复研究进展 |
| 1.2.1 矿区废弃地重金属土壤污染现状 |
| 1.2.2 矿区废弃地重金属土壤污染修复现状 |
| 1.3 本论文研究内容与技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验设计 |
| 2.2 土壤基质准备 |
| 2.3 温室苗木盆栽实验 |
| 2.4 实验室理化分析 |
| 2.5 数据分析与处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 土壤基质的理化性质 |
| 3.1.1 土壤基质的机械组成 |
| 3.1.2 土壤基质的其他理化性质 |
| 3.1.3 土壤基质理化性质间的相关性分析 |
| 3.2 植物幼苗的成活率 |
| 3.3 盆栽植物幼苗生物量 |
| 3.3.1 盆栽幼苗的根系生物量 |
| 3.3.2 盆栽幼苗的生物量总体分布 |
| 3.4 植物幼苗不同器官锰含量分析 |
| 3.5 植物幼苗的生物富集系数与转运系数 |
| 4 讨论 |
| 4.1 土壤基质混合对盆栽基质理化性质的影响 |
| 4.2 土壤基质混合对修复植物幼苗成活率的影响 |
| 4.3 土壤基质混合对修复植物生物量的影响 |
| 4.4 土壤基质混合对修复植物富集系数和转移系数的影响 |
| 5 主要结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）白云鄂博矿山土壤污染分析及生态修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 矿山土壤中重金属污染修复的研究现状 |
| 1.2.2 矿山土壤中稀土污染修复研究现状 |
| 1.2.3 矿山土壤中放射性核素污染修复研究现状 |
| 1.2.4 矿山土壤污染协同修复研究现状 |
| 1.3 研究内容与方法 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.3.3 研究技术路线 |
| 1.3.4 创新点 |
| 1.4 本章小结 |
| 2 白云鄂博矿山土壤污染物含量测定研究 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 白云鄂博矿区概况 |
| 2.1.2 白云鄂博矿山概况 |
| 2.1.3 白云鄂博矿山矿物元素与用途 |
| 2.1.4 白云鄂博矿山开采工艺 |
| 2.1.5 白云鄂博矿山下游产业链 |
| 2.2 矿区土壤样品采集 |
| 2.2.1 土壤采样点设置及采集 |
| 2.2.2 土壤理化性质测定 |
| 2.3 矿区土壤中污染物含量测定 |
| 2.3.1 土壤样品处理 |
| 2.3.2 土壤中重金属含量测定 |
| 2.3.3 土壤中轻稀土含量测定 |
| 2.3.4 土壤中放射性核素含量测定 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 白云鄂博矿山土壤污染特征分析研究 |
| 3.1 矿区土壤污染程度研究 |
| 3.1.1 内梅罗综合指数法 |
| 3.1.2 矿区污染程度研究 |
| 3.2 矿区沉积物污染程度研究 |
| 3.2.1 地累积指数法 |
| 3.2.2 土壤沉积物污染程度研究 |
| 3.3 矿区土壤主要污染物元素研究 |
| 3.3.1 主成分分析法 |
| 3.3.2 土壤主要污染物研究 |
| 3.4 土壤主要污染元素贡献率研究 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 白云鄂博矿山植物多样性及三类污染物富集特征研究 |
| 4.1 矿山植物多样性研究 |
| 4.1.1 研究区植被概况 |
| 4.1.2 植物调查方法 |
| 4.1.3 植物多样性研究 |
| 4.1.4 植物属的分布区统计 |
| 4.1.5 植物群落多样性指数研究 |
| 4.2 植物体内重金属的含量分布及富集特征 |
| 4.2.1 植物样品处理与测定 |
| 4.2.2 优势植物重金属含量和分布特征 |
| 4.2.3 植物中重金属元素研究 |
| 4.3 植物体内轻稀土的分布及富集特征 |
| 4.3.1 植物样品处理与测定 |
| 4.3.2 植物中轻稀土含量及分布特征 |
| 4.4 植物体内放射性核素的分布及富集特征 |
| 4.4.1 植物样品处理与测定 |
| 4.4.2 植物中铀、钍含量及分布特征 |
| 4.4.3 植物中铀、钍分布特征研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 白云鄂博矿山土壤污染协同修复研究 |
| 5.1 协同修复试验样品测定及处理 |
| 5.1.1 试验方法 |
| 5.1.2 试验土壤样品采集与测定 |
| 5.1.3 协同修复试验数据处理 |
| 5.2 协同修复试验结果与分析 |
| 5.2.1 油松-菌根-耐性蚯蚓协同修复 |
| 5.2.2 试验设计与处理 |
| 5.2.3 菌根侵染率和油松生物量分析 |
| 5.2.4 油松体内污染物含量分析 |
| 5.3 基于AHP和模糊评价法的矿山植被修复土壤研究 |
| 5.3.1 层次分析法评价研究 |
| 5.3.2 模糊综合评判研究 |
| 5.4 矿山公园生态修复策略更新研究 |
| 5.4.1 矿山生态修复信息数据采集策略更新 |
| 5.4.2 矿山公园生态修复信息化更新设计 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 A 层次分析法与模糊评价计算过程 |
| 附录 B 植物景观设计植物表 |
| 在学研究成果 |
| 致谢 |
（4）能源植物同时去除土壤中汞和多环芳烃的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 土壤汞污染研究进展 |
| 1.1.1 汞及其化合物特性概述 |
| 1.1.2 土壤汞污染现状 |
| 1.1.3 土壤汞污染场地修复研究进展 |
| 1.1.4 汞污染场地的植物修复研究 |
| 1.2 土壤多环芳烃污染研究进展 |
| 1.2.1 多环芳烃特性概述 |
| 1.2.2 土壤多环芳烃污染现状 |
| 1.2.3 土壤多环芳烃污染场地修复研究进展 |
| 1.3 重金属与有机物复合污染场地研究现状 |
| 1.4 菊芋修复 |
| 1.4.1 能源植物修复 |
| 1.4.2 菊芋 |
| 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 |
| 第二章 材料方法 |
| 2.1 仪器材料 |
| 2.2 实验设计与处理 |
| 2.3 测定项目与方法 |
| 2.3.1 土壤理化性质测定 |
| 2.3.2 植物指标测定 |
| 2.3.3 总汞测定 |
| 2.3.4 土壤多环芳烃测定 |
| 2.3.5 微生物群落结构测定 |
| 2.3.6 数据处理 |
| 第三章 菊芋对Hg-PAHs复合污染的耐性研究 |
| 3.1 土壤基本特性 |
| 3.2 不同浓度组处理对菊芋的生长特征的影响 |
| 3.3 不同浓度组处理对菊芋的含水量影响 |
| 3.4 不同浓度组处理对菊芋叶绿素含量的影响 |
| 3.5 不同浓度组处理对菊芋的耐性相关酶含量的影响 |
| 3.6 不同浓度处理对菊芋根系活力的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 种植菊芋对土壤微生物群落的影响 |
| 4.1 菊芋对根际土壤微生物多样性的影响 |
| 4.2 菊芋对根际土壤微生物群落结构的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 菊芋对Hg-PAHs复合污染土壤的修复潜力 |
| 5.1 菊芋对污染场地中Hg的去除效果 |
| 5.2 菊芋修复对污染场地中PAHs的去除效果 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者及导师简介 |
| 附件 |
（5）高羊茅叶片镉的外泌途径及其调控机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 Cd污染及治理对策 |
| 1.1.1 Cd污染及其来源 |
| 1.1.2 Cd污染现状 |
| 1.1.3 Cd污染的治理对策 |
| 1.2 植物修复技术 |
| 1.2.1 植物修复技术的分类 |
| 1.2.2 植物修复技术的应用现状、存在的问题以及应用前景 |
| 1.3 Cd对植物的毒性效应与植物的解毒机制 |
| 1.3.1 Cd对植物的毒性效应 |
| 1.3.2 植物对Cd的解毒机制 |
| 1.4 植物对Cd的吸收、转运、分布及其调控机制 |
| 1.4.1 植物对Cd的吸收、转运和分布 |
| 1.4.2 调控机制 |
| 1.5 研究背景及研究现状 |
| 1.5.1 研究背景 |
| 1.5.2 研究现状 |
| 1.6 课题研究的目的、意义及主要内容 |
| 1.6.1 研究的目的与意义 |
| 1.6.2 研究的主要内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 高羊茅的泌镉途径研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 植物材料与培养 |
| 2.1.2 不同时间Cd处理下高羊茅叶尖Cd外泌观察 |
| 2.1.3 高羊茅叶尖水孔结构的观察 |
| 2.1.4 高羊茅叶片表面结晶成分分析 |
| 2.1.5 高羊茅叶片露水中Cd含量测定 |
| 2.1.6 统计方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 高羊茅叶尖外泌Cd的时间进程 |
| 2.2.2 高羊茅叶片的水孔结构 |
| 2.2.3 高羊茅叶片表面结晶及其组成成分 |
| 2.2.4 高羊茅叶片露水中的Cd浓度 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 高羊茅品种间镉的吸收、积累、转运及外泌能力的差异 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 植物材料与培养 |
| 3.1.2 试验设计和处理 |
| 3.1.3 测定项目与方法 |
| 3.1.4 统计方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 Cd胁迫对不同品种高羊茅生长的影响 |
| 3.2.2 Cd胁迫21 天后不同品种高羊茅的光合特性 |
| 3.2.3 不同品种高羊茅叶片对Cd的外泌和积累 |
| 3.2.4 Cd处理下不同品种高羊茅的Cd外泌系数和Cd转运系数 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 高羊茅对Cd的积累、转运和外泌 |
| 3.3.2 Cd胁迫下高羊茅的光合特性 |
| 3.3.3 不同品种高羊茅对Cd胁迫的耐性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 高羊茅叶片泌镉的生理特性研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 植物材料与培养 |
| 4.1.2 Cd处理浓度对高羊茅叶片积累和外泌Cd的影响 |
| 4.1.3 Cd处理时间对高羊茅叶片积累和外泌Cd的影响 |
| 4.1.4 不同叶位叶片对Cd的积累和外泌的影响 |
| 4.1.5 Cd在高羊茅体内的转运与外泌特性研究 |
| 4.1.6 统计方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 Cd处理浓度对高羊茅叶片积累和外泌Cd的影响 |
| 4.2.2 Cd处理时间对高羊茅叶片积累和外泌Cd的影响 |
| 4.2.3 不同浓度Cd处理下高羊茅不同叶位叶片对Cd的外泌和积累 |
| 4.2.4 Cd在高羊茅体内的转运与外泌特性研究 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 高羊茅叶片泌Cd与Cd处理浓度及时间的关系 |
| 4.3.2 高羊茅叶片外泌Cd浓度与叶片中Cd浓度之间的关系 |
| 4.3.3 Cd外泌在高羊茅不同叶位叶片之间的差异 |
| 4.3.4 Cd在高羊茅体内的积累、转运及外泌 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 植物生长调节剂对高羊茅外泌镉的调控 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 植物材料与培养 |
| 5.1.2 试验设计和处理 |
| 5.1.3 测定项目与方法 |
| 5.1.4 统计方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 6 种植物生长调节剂对Cd胁迫下高羊茅生长的影响 |
| 5.2.2 6 种植物生长调节剂对Cd胁迫下高羊茅叶片光合特性的影响 |
| 5.2.3 6 种植物生长调节剂对Cd胁迫下高羊茅外泌和积累Cd的影响 |
| 5.2.4 6 种植物生长调节剂对Cd胁迫下高羊茅Cd外泌系数和Cd转运系数的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 植物生长调节剂对高羊茅Cd胁迫的缓解作用 |
| 5.3.2 植物生长调节剂对高羊茅积累、转运、外泌Cd的调控作用 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 锌对高羊茅外泌镉的调控 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 植物材料与培养 |
| 6.1.2 试验设计和处理 |
| 6.1.3 测定项目与方法 |
| 6.1.4 统计方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 Cd和Zn对高羊茅生长的影响 |
| 6.2.2 Zn对高羊茅积累和转运Cd的影响 |
| 6.2.3 Zn对高羊茅叶片外泌Cd的影响 |
| 6.2.4 不同Zn、Cd浓度下高羊茅对Zn的积累和转运 |
| 6.2.5 不同Zn、Cd浓度下高羊茅体内的Zn、Cd含量 |
| 6.2.6 Cd与Zn的互作 |
| 6.2.7 高羊茅木质部汁液中Cd离子及矿质离子浓度 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 Cd和Zn对高羊茅生长的影响 |
| 6.3.2 Cd和Zn在高羊茅根系中的互作 |
| 6.3.3 Cd和Zn在高羊茅叶片中的互作 |
| 6.3.4 Zn对高羊茅积累、转运、外泌Cd的调控作用 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 镉诱导条件下高羊茅转录组响应研究 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 植物材料与培养 |
| 7.1.2 试验设计和处理 |
| 7.1.3 RNA的提取 |
| 7.1.4 转录组文库的建立 |
| 7.1.5 聚类和测序 |
| 7.1.6 数据分析 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 转录组测序数据组装 |
| 7.2.2 Cd处理对高羊茅叶片与根系基因表达的影响 |
| 7.2.3 差异表达基因(DEGs)筛选 |
| 7.2.4 差异表达基因GO功能富集分析 |
| 7.2.5 差异表达基因KEGG通路富集分析 |
| 7.2.6 Cd诱导下高羊茅叶片和根系的转录调控 |
| 7.2.7 耐Cd性相关基因及转录因子 |
| 7.2.8 金属离子转运相关基因 |
| 7.2.9 蒸腾作用相关基因 |
| 7.3 讨论 |
| 7.3.1 高羊茅对Cd胁迫的整体转录模式 |
| 7.3.2 Cd胁迫下高羊茅的解毒机制 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 总结与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的论文 |
（6）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 |
（7）灰杨镉积累相关的PcPLAC8家族基因鉴定与功能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.2 研究现状与进展 |
| 1.2.1 土壤镉(Cd)污染现状及危害 |
| 1.2.2 Cd污染土壤的植物修复 |
| 1.2.3 Cd超富集植物 |
| 1.2.4 Cd胁迫对植物的毒害作用 |
| 1.2.5 植物对重金属Cd解毒机制 |
| 1.2.6 植物对Cd的吸收和转运 |
| 1.2.7 与Cd吸收转运相关的转运蛋白 |
| 1.2.8 PLAC8家族的研究进展 |
| 1.3 研究目标和主要研究内容 |
| 1.3.1 关键的科学问题与研究目标 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 1.4 研究技术路线 |
| 2 灰杨PLAC8基因家族分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 PLAC8家族基因的鉴定 |
| 2.2.2 PLAC8基因染色体分布和基因复制 |
| 2.2.3 PLAC8家族基因的进化树 |
| 2.2.4 PLAC8基因结构与蛋白保守基序 |
| 2.2.5 基因共线性分析 |
| 2.2.6 PLAC8家族成员的顺式作用元件 |
| 2.2.7 PLAC8基因miRNA靶位点分析 |
| 2.3 小节 |
| 2.3.1 PLAC8基因家族成员的鉴定 |
| 2.3.2 PLAC8基因进化 |
| 2.3.3 顺式作用元件和mi RNA的靶位点预测 |
| 3 灰杨PLAC8基因表达分析 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 材料 |
| 3.1.2 方法 |
| 3.2 结果分析 |
| 3.2.1 内参基因引物特异性检测 |
| 3.2.2 内参基因在不同组织和Cd胁迫下的Ct值 |
| 3.2.3 稳定内参基因的筛选 |
| 3.2.4 PLAC8家族成员的表达模式 |
| 3.2.5 Cd耐受性相关的灰杨PcPLAC8基因筛选 |
| 3.3 小结 |
| 4 PcPLAC8-12和PcPLAC8-15的基因功能研究 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.2 结果分析 |
| 4.2.1 PcPLAC8-12和PcPLAC8-15基因全长序列 |
| 4.2.2 灰杨PcPLAC8-12/15基因在Cd胁迫下的诱导表达 |
| 4.2.3 PcPLAC8-12和PcPLAC8-15蛋白定位于细胞膜 |
| 4.2.4 PcPLAC8-12/15基因增强酵母菌株对Cd和Zn的耐受性 |
| 4.2.5 转基因拟南芥对Cd耐受性的分析 |
| 4.2.6 PcPLAC8-12启动子克隆和转化拟南芥 |
| 4.3 小结 |
| 5 灰杨PcPLAC8-10基因功能的研究 |
| 5.1 材料和方法 |
| 5.1.1 材料 |
| 5.1.2 方法 |
| 5.2 结果分析 |
| 5.2.1 灰杨PcPLAC8-10基因序列全长 |
| 5.2.2 灰杨PcPLAC8-10基因在Cd胁迫下的表达 |
| 5.2.3 PcPLAC8-10蛋白定位在细胞膜 |
| 5.2.4 PcPLAC8-10基因增强酵母菌株对Cd和Zn的耐受性 |
| 5.2.5 杨树遗传转化鉴定 |
| 5.2.6 Cd胁迫对转基因杨树光合作用的影响 |
| 5.2.7 转基因杨树根系的Cd~(2+)流速 |
| 5.2.8 转基因杨树ROS,MDA含量和抗氧化酶活性 |
| 5.2.9 转基因杨树Cd含量及转移系数 |
| 5.3 小结 |
| 6 讨论与结论 |
| 6.1 讨论 |
| 6.1.1 灰杨PcPLAC8基因家族鉴定和筛选 |
| 6.1.2 灰杨PcPLAC8-10/12/15基因序列及表达模式 |
| 6.1.3 灰杨PcPLAC8-10/12/15基因镉耐受性机制 |
| 6.2 结论 |
| 6.2.1 灰杨PLAC8基因家族成员参与重金属Cd胁迫响应 |
| 6.2.2 PcPLAC8-12和PcPLAC8-15促进根系对Cd~(2+)的吸收,降低Cd诱导活性氧的产生,提高Cd耐受性 |
| 6.2.3 PcPLAC8-10降低根系Cd含量,提高地上部Cd积累量,增强杨树对Cd的转运能力 |
| 6.3 创新点 |
| 6.4 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 在读期间的学术研究 |
| 致谢 |
（8）LcGR基因的抗逆功能分析及其对土壤重金属富集作用的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 重金属的危害和生物修复 |
| 1.2 重金属胁迫对植物的危害 |
| 1.3 转录组技术在研究重金属胁迫植物中的应用 |
| 1.4 植物应对重金属胁迫的机制 |
| 1.4.1 GSH的合成及其抗逆境的机制 |
| 1.4.2 GSH代谢基因应对重金属的胁迫 |
| 1.4.3 GSH代谢及其基因有助植物应对其他胁迫 |
| 1.4.4 激素在植物抗重金属等胁迫中的作用 |
| 1.5 马铃薯进行遗传改良和组织培养优化的必要性 |
| 1.6 GR基因对提高马铃薯抗逆性具有重要价值 |
| 1.7 GR基因对提高植物富集重金属有重要作用 |
| 1.8 本研究的目的、意义和研究内容 |
| 1.8.1 研究目的、意义 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 1.8.3 研究方法及技术路线 |
| 第2章 转录组水平分析枸杞响应镉胁迫的代谢途径和基因 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 植物品种与来源 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 主要试剂 |
| 2.1.4 主要仪器和设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 枸杞的培养条件和处理方法 |
| 2.2.2 枸杞RNA提取 |
| 2.2.3 枸杞RNA的浓度和质量检验 |
| 2.2.4 枸杞转录组测序流程 |
| 2.2.5 测序数据的筛选 |
| 2.2.6 污染分析 |
| 2.2.7 转录本拼接 |
| 2.2.8 Unigene注释 |
| 2.2.9 Unigene表达丰度 |
| 2.2.10 Unigene差异分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 枸杞RNA浓度、完整度和纯度分析 |
| 2.3.2 枸杞转录组数据质量和可靠性分析 |
| 2.3.3 De novo拼接结果 |
| 2.3.4 Unigene注释结果 |
| 2.3.5 Unigene表达丰度分析 |
| 2.3.6 差异表达Unigene分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 LcGR基因的克隆、表达及抗逆功能分析 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 菌种、质粒及植物 |
| 3.1.2 培养基 |
| 3.1.3 主要试剂 |
| 3.1.4 主要仪器和设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 枸杞的栽培和胁迫处理 |
| 3.2.2 枸杞GR基因的克隆和序列分析 |
| 3.2.3 LcGR蛋白表达和酶功能 |
| 3.2.4 LcGR蛋白在烟草叶的亚细胞定位 |
| 3.2.5 检测基因转录表达水平 |
| 3.2.6 谷胱甘肽含量的检测 |
| 3.2.7 茉莉酸含量的检测 |
| 3.2.8 构建重组质粒p CAMBIA-2300-Lc GR和转染烟草 |
| 3.2.9 转基因烟草的栽培及鉴定 |
| 3.2.10 烟草RNA提取和半定量PCR |
| 3.2.11 烟草培养条件和Cd处理 |
| 3.2.12 Cd处理后烟草生理和生化指标的检测 |
| 3.2.13 干旱条件下烟草萌发率检测 |
| 3.2.14 盐胁迫下烟草生长状态检测 |
| 3.2.15 数据统计分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 LcGR基因的克隆和序列分析 |
| 3.3.2 LcGR蛋白的原核表达和功能验证 |
| 3.3.3 LcGR蛋白在烟草叶中的亚细胞定位 |
| 3.3.4 GSH和 JA代谢中基因的表达受镉和内源JA的调节 |
| 3.3.5 枸杞中GSH和内源性JA的累积受Cd的调节 |
| 3.3.6 重组载体p CAMBIA-2300-Lc GR和转基因农杆菌的验证 |
| 3.3.7 烟草转基因、移栽和鉴定过程 |
| 3.3.8 转基因烟草的基因组PCR检测 |
| 3.3.9 转Lc GR基因烟草对Cd和JA合成抑制剂的响应 |
| 3.3.10 转LcGR基因烟草对镉有较强耐受性 |
| 3.3.11 转LcGR基因烟草对其他逆境有较强耐受性 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 转Lc GR基因马铃薯的创建和SA优化培养法 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 菌种、质粒及植物 |
| 4.1.2 培养基 |
| 4.1.3 主要试剂 |
| 4.1.4 主要仪器和设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 马铃薯的组织培养 |
| 4.2.2 马铃薯的遗传转化 |
| 4.2.3 转基因马铃薯阳性苗的鉴定 |
| 4.2.4 马铃薯超含水苗的产生和SA处理 |
| 4.2.5 马铃薯生理指标的检测 |
| 4.2.6 数据统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 马铃薯的遗传转化过程 |
| 4.3.2 转基因马铃薯苗的基因组PCR分析 |
| 4.3.3 转基因马铃薯苗的半定量PCR分析 |
| 4.3.4 SA处理改善马铃薯幼苗的生理指标 |
| 4.3.5 SA处理提高马铃薯幼苗的抗氧化物含量 |
| 4.3.6 SA处理增强马铃薯幼苗的抗氧化酶活性 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 转Lc GR基因植物对土壤HMs的富集及抗逆功能分析 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 植物 |
| 5.1.2 培养基 |
| 5.1.3 主要试剂 |
| 5.1.4 主要仪器 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 转基因烟草用于富集土壤的重金属 |
| 5.2.2 转LcGR基因马铃薯幼苗的抗逆功能分析 |
| 5.2.3 数据统计分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 转Lc GR基因烟草富集土壤HMs的优势 |
| 5.3.2 LcGR基因增强马铃薯幼苗的抗逆性 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（9）大青杨PuHSFA4a转录因子调控高锌胁迫应答的机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 植物修复 |
| 1.2.1 植物修复技术概述 |
| 1.2.2 植物修复原理 |
| 1.2.3 植物修复重金属污染土壤的进展 |
| 1.2.4 杨树修复重金属污染的研究进展 |
| 1.3 锌污染及对植物的伤害 |
| 1.3.1 锌污染来源及危害 |
| 1.3.2 过量锌对植物生长发育的影响 |
| 1.3.3 过量锌对植物生理生化的影响 |
| 1.4 植物在高锌胁迫下的生理和分子的响应机制 |
| 1.4.1 根系分泌物机制 |
| 1.4.2 细胞壁结合机制 |
| 1.4.3 外排和区域化隔离过量的锌离子机制 |
| 1.4.4 络合及螯合机制 |
| 1.4.5 氧化胁迫防卫机制 |
| 1.5 热激转录因子(Heat shock transcription factor,HSF)功能研究进展 |
| 1.5.1 HSF介绍 |
| 1.5.2 HSFs的调控作用 |
| 1.5.3 HSF与植物的抗逆性有关 |
| 1.6 本研究的目的和意义 |
| 2 大青杨PuHSFA4a基因和启动子的表达研究 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 植物材料 |
| 2.1.2 菌株与载体 |
| 2.1.3 主要试剂 |
| 2.1.4 药品和培养基的配置 |
| 2.1.5 主要仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 大青杨中A类PuHSFs基因在高锌胁迫下的表达模式 |
| 2.2.2 大青杨PuHSFA4a基因在各种非生物胁迫下的表达模式 |
| 2.2.3 PuHSFA4a启动子克隆及pBI121-ProPuHSFA4a-GUS载体的构建 |
| 2.2.4 PuHSFA4a启动子转基因大青杨的获得及鉴定 |
| 2.2.5 高锌胁迫条件及GUS染色方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 大青杨A类PuHSFs基因在高锌胁迫下的表达模式 |
| 2.3.2 大青杨PuHSFA4a基因在非生物胁迫下的表达模式 |
| 2.3.3 PuHSFA4a启动子的克隆及转基因株系的鉴定 |
| 2.3.4 PuHSFA4a启动子的时空表达 |
| 2.4 本章小结与讨论 |
| 3 大青杨PuHSFA4a基因的抗高锌功能研究 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 植物材料 |
| 3.1.2 主要试剂 |
| 3.1.3 药品的配置 |
| 3.1.4 主要仪器设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 PuHSFA4a基因的克隆及转录自激活分析 |
| 3.2.2 PuHSFA4a转录因子转录激活结构域的研究 |
| 3.2.3 PuHSFA4a过表达载体和抑制表达载体的构建 |
| 3.2.4 PuHSFA4a过表达和抑制表达转基因的获得及其鉴定 |
| 3.2.5 高锌胁迫下PuHSFA4a转基因组培苗的抗逆分析及生理生化指标测定 |
| 3.2.6 高锌胁迫下PuHSFA4a转基因土培苗抗逆分析及生理生化指标测定 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 PuHSFA4a基因的克隆及结构分析 |
| 3.3.2 PuHSFA4a转录因子转录激活结构域的研究 |
| 3.3.3 PuHSFA4a过表达和抑制表达载体构建及转基因检测 |
| 3.3.4 高锌胁迫下PuHSFA4a转基因组培苗的表型观察及生理指标测定 |
| 3.3.5 高锌胁迫下PuHSFA4a转基因土培苗抗逆分析及生理生化指标测定 |
| 3.4 本章小结和讨论 |
| 4 大青杨PuHSFA4a调控下游基因的表达分析 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 植物材料 |
| 4.1.2 常用试剂 |
| 4.1.3 溶液配制 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 RNA的提取、反转录和检测 |
| 4.2.2 转录组的构建和测序 |
| 4.2.3 转录组数据与参考基因组序列比对 |
| 4.2.4 转录组文库质量评估 |
| 4.2.5 差异基因分析 |
| 4.2.6 qRT-PCR方法验证表达谱测序结果 |
| 4.3 结果和分析 |
| 4.3.1 转录组结果评估 |
| 4.3.2 差异基因分析及GO分析 |
| 4.3.3 qRT-PCR验证转录组结果 |
| 4.4 本章小结和讨论 |
| 5 PuHSFA4a下游靶基因PuGSTU17和PuPLA_2的鉴定 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 植物材料 |
| 5.1.2 常用试剂 |
| 5.1.3 溶液配制 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 PuHSFA4a下游基因启动子上HSE元件预测 |
| 5.2.2 ChIP验证PuHSFA4a的下游靶基因 |
| 5.2.3 大青杨中PuGSTU17(1654 bp)和PuPLA_2(1673 bp)启动子克隆 |
| 5.2.4 酵母单杂(Y1H)实验 |
| 5.2.5 双荧光素酶(LUC)实验 |
| 5.2.6 凝胶迁移实验(EMSA)实验 |
| 5.2.7 高锌胁迫下PuHSFA4a转基因大青杨中PuGSTU17基因的表达 |
| 5.3 结果和分析 |
| 5.3.1 PuHSFA4a下游基因启动子上的HSE元件预测 |
| 5.3.2 ChIP确定PuHSFA4a下游靶基因 |
| 5.3.3 Y1H验证PuHSFA4a下游靶基因PuGSTU17和PuPLA_2 |
| 5.3.4 LUC验证PuHSFA4a下游靶基因PuGSTU17和PuPLA_2 |
| 5.3.5 EMSA验证PuHSFA4a下游靶基因PuGSTU17和PuPLA_2 |
| 5.3.6 高锌胁迫下PuHSFA4a转基因株系中PuGSTU17基因的表达 |
| 5.4 本章小结和讨论 |
| 6 PuGSTU17和PuPLA_2基因功能验证 |
| 6.1 实验材料 |
| 6.1.1 植物材料 |
| 6.1.2 载体与菌株 |
| 6.1.3 溶液配制 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.2.1 PuGSTU17和PuPLA_2基因的克隆 |
| 6.2.2 PuGSTU17和PuPLA_2表达载体的构建 |
| 6.2.3 PuGSTU17和PuPLA_2转基因大青杨的鉴定 |
| 6.2.4 高锌胁迫下PuGSTU17转基因抗逆分析及生理生化指标测定 |
| 6.2.5 高锌胁迫下PuPLA_2转基因抗逆表型分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 PuGSTU17和PuPLA_2基因的克隆 |
| 6.3.2 PuGSTU17抑制表达载体的构建 |
| 6.3.3 PuGSTU17和PuPLA_2表达载体转基因大青杨的鉴定 |
| 6.3.4 高锌胁迫下PuGSTU17转基因株系的抗逆分析及生理生化指标测定 |
| 6.3.5 高锌胁迫下PuPLA_2转基因抗逆分析 |
| 6.4 本章小结和讨论 |
| 讨论 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（10）不同类型重金属在西伯利亚鸢尾中的转运富集研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 土壤重金属污染 |
| 1.2.1 土壤重金属Ni污染现状 |
| 1.2.2 土壤重金属Co污染现状 |
| 1.2.3 土壤重金属Pb污染现状 |
| 1.2.4 土壤重金属Ce污染现状 |
| 1.2.5 土壤重金属Fe污染现状 |
| 1.2.6 土壤重金属Cd污染现状 |
| 1.3 土壤重金属污染植物修复技术研究现状 |
| 1.3.1 土壤重金属污染植物修复技术 |
| 1.3.2 土壤重金属污染超累积植物修复技术 |
| 1.3.3 土壤重金属污染重金属植物修复机理 |
| 1.4 土壤重金属污染强化植物修复技术 |
| 1.4.1 基因工程强化植物修复技术 |
| 1.4.2 化学诱导强化植物修复技术 |
| 1.4.3 根系强化植物修复技术 |
| 1.4.4 菌根强化植物修复技术 |
| 1.5 西伯利亚鸢尾简介 |
| 1.6 课题研究的目的和意义 |
| 1.7 论文的主要研究内容 |
| 1.8 技术路线 |
| 第2章 实验材料、试剂、设备及方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验试剂 |
| 2.3 实验设备 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 培养方法 |
| 2.4.2 配制培养液 |
| 2.4.3 实验设计 |
| 2.4.4 重金属测定 |
| 2.4.5 SOD、CAT、POD酶的测定 |
| 第3章 Ni、Co、Pb在西伯利亚鸢尾中的转运富集 |
| 3.1 Ni、Co、Pb胁迫下对西伯利亚鸢尾生长耐受能力的影响 |
| 3.2 Ni、Co、Pb胁迫下对西伯利亚鸢尾中镍钴铅浓度的影响 |
| 3.3 Ni、Co、Pb胁迫下对西伯利亚鸢尾中镍钴铅累积量的影响 |
| 3.4 Ni、Co、Pb胁迫下对西伯利亚鸢尾富集转运能力的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 Ce在西伯利亚鸢尾中的转运富集 |
| 4.1 Ce胁迫下对西伯利亚鸢尾生长耐受能力影响 |
| 4.2 Ce胁迫下对西伯利亚鸢尾中Ce浓度的影响 |
| 4.3 Ce胁迫下对西伯利亚鸢尾中Ce累积量的影响 |
| 4.4 Ce胁迫下对西伯利亚鸢尾富集转运能力的影响 |
| 4.5 不同浓度Ce胁迫下对西伯利亚鸢尾中SOD酶的影响 |
| 4.6 不同浓度Ce胁迫下对西伯利亚鸢尾中CAT酶的影响 |
| 4.7 不同浓度Ce胁迫下对西伯利亚鸢尾中POD酶的影响 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 Fe在西伯利亚鸢尾中的转运富集 |
| 5.1 Fe胁迫下对西伯利亚鸢尾生长耐受能力的影响 |
| 5.2 Fe胁迫下对西伯利亚鸢尾中Fe浓度的影响 |
| 5.3 Fe胁迫下对西伯利亚鸢尾中Fe累积量的影响 |
| 5.4 Fe胁迫下对西伯利亚鸢尾富集转运能力的影响 |
| 5.5 不同浓度重金属Fe胁迫下对西伯利亚鸢尾中SOD酶的影响 |
| 5.6 不同浓度重金属Fe胁迫下对西伯利亚鸢尾中CAT酶的影响 |
| 5.7 不同浓度重金属Fe胁迫下对西伯利亚鸢尾中POD酶的影响 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 HA对西伯利亚鸢尾富集Cd的影响研究 |
| 6.1 不同浓度HA对 Cd胁迫下的西伯利亚鸢尾的耐受能力影响 |
| 6.2 不同浓度HA对 Cd胁迫下的西伯利亚鸢尾Cd浓度影响 |
| 6.3 不同浓度HA对 Cd胁迫下的西伯利亚鸢尾累积量的影响 |
| 6.4 不同浓度HA对 Cd胁迫下的西伯利亚鸢尾富集转运能力的影响 |
| 6.5 不同浓度HA对 Cd胁迫下的西伯利亚鸢尾中SOD酶的影响 |
| 6.6 不同浓度HA对 Cd胁迫下的西伯利亚鸢尾中CAT酶的影响 |
| 6.7 不同浓度HA对 Cd胁迫下的西伯利亚鸢尾中POD酶的影响 |
| 6.8 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历、申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
四、转基因技术在土壤重金属污染植物修复中的研究现状与前景（论文参考文献）
- [1]钝化阻控与超富集植物提取对碱性镉污染土壤修复效应及机理研究[D]. 王雅乐. 中国农业科学院, 2021
- [2]三种木本植物在锰尾矿污染土壤的生长及其对重金属锰的吸收试验研究[D]. 肖旭. 中南林业科技大学, 2021(01)
- [3]白云鄂博矿山土壤污染分析及生态修复研究[D]. 于晓燕. 内蒙古科技大学, 2020
- [4]能源植物同时去除土壤中汞和多环芳烃的研究[D]. 杨倩倩. 北京化工大学, 2020
- [5]高羊茅叶片镉的外泌途径及其调控机理研究[D]. 董沁. 上海交通大学, 2020(01)
- [6]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)
- [7]灰杨镉积累相关的PcPLAC8家族基因鉴定与功能研究[D]. 刘文哲. 中国林业科学研究院, 2020(01)
- [8]LcGR基因的抗逆功能分析及其对土壤重金属富集作用的研究[D]. 马志刚. 天津大学, 2019(06)
- [9]大青杨PuHSFA4a转录因子调控高锌胁迫应答的机理研究[D]. 张海珍. 东北林业大学, 2019
- [10]不同类型重金属在西伯利亚鸢尾中的转运富集研究[D]. 蔡明轩. 桂林理工大学, 2018(05)