一、不同生态型植物对重金属的积累及耐性研究进展（论文文献综述）
林佳宇[1]（2020）在《SaPCR2和SaHMA2在超积累植物东南景天对锌吸收积累中的调控作用》文中研究说明我国农田土壤重金属污染严重,植物修复被认为是一项绿色经济的重金属污染土壤修复技术。利用超积累植物提取污染土壤重金属是实现高效移除土壤中重金属的方法之一。东南景天（Sedum alfredii Hance）是中国原生的锌/镉超积累植物,在我国重金属污染土壤修复应用中具有巨大的潜力。而剖析植物超积累重金属的关键调控机制是进一步通过农艺措施或遗传改良工程优化污染土壤植物修复技术的关键所在。然而,以往有关东南景天超积累重金属的机制研究大多集中于生理层面,其超量吸收、转运和积累重金属的分子调控机制尚不完全清楚。研究表明,PCR家族（Plant Cadmium Resistance）和HMA家族（Heavy Metal transporting ATPases）转运蛋白介导了植物体内锌、镉等二价阳离子的吸收运输过程。课题组前期研究发现,SaPCR2和SaHMA2在东南景天吸收累积镉过程中起着重要的调控作用,但两者在东南景天吸收和累积锌中的作用及机制尚不明确。基于此,本论文以超积累植物东南景天为主要研究对象,采用现代分子生物学和同步辐射Micro-XRF等技术,较系统地研究了SaPCR2和SaHMA2在调控东南景天吸收与累积锌过程中的主要功能。取得的主要结果如下:（1）实时荧光定量分析结果表明,SaPCR2在超积累东南景天根部高量表达,且缺锌处理后SaPCR2表达量轻微上调,而在高锌处理条件下其表达量呈下降趋势。采用醋酸锂转化法将SaPCR2转入锌镉敏感型酵母Δzrc和锌吸收缺陷型酵母ZHY3,发现SaPCR2在Δzrc中的异源表达增加了酵母对锌的吸收,降低了其对高锌胁迫的耐性,而在ZHY3中表达SaPCR2后恢复了突变体菌株的生长。结合“SaPCR2定位于细胞质膜”的前期结果,我们推测SaPCR2是东南景天根部负责锌从细胞外向细胞内跨膜运输的转运蛋白。进一步采用农杆菌转化法将SaPCR2在非超积累生态型东南景天中过表达后发现,与野生型植株相比,SaPCR2过表达植株对锌的吸收与积累显着增加,但对铁、锰、铜等元素的吸收无明显变化。采用μ-XRF原位分析了锌在转基因植株中的分布特征,发现在野生型非超积累东南景天植株茎中,锌信号弱且集中在维管组织,而SaPCR2过表达植株中锌信号强,并大量分布在维管组织、皮层和表皮中。可见,SaPCR2过表达促进了转基因植株根系对锌的吸收及其随后向地上部的转运。这进一步证实了SaPCR2转运蛋白在东南景天根部介导了锌的跨膜运输过程,促进了根系对锌的吸收量,从而提高了植物根部与地上部对锌的积累能力。进一步分析SaPCR2过表达植株根部锌的原位分布特征发现,SaPCR2过表达植株根系中锌在伸长区区域的积累量较高。相比于野生型植株,锌处理对SaPCR2过表达植株根系生长具有明显的抑制作用,主要表现为根系短粗丛生,尤其是根伸长区生长严重受抑。表达量分析结果表明,SaPCR2在根伸长区的表达水平显着高于根尖。综上,SaPCR2主要介导了超积累东南景天根系（尤其是伸长区）细胞对锌的吸收作用,对锌的吸收积累能力、根系生长均具有重要的调控作用。（2）采用实时荧光定量分析,比较研究了SaHMA2在超积累东南景天不同部位中的表达差异。结果表明,SaHMA2在超积累东南景天的根和茎中高量表达,且在根基部的表达量显着高于根尖,而不同锌处理对SaHMA2的表达量无显着影响。采用农杆菌转化法将SaHMA2转入非超积累东南景天后,鉴定得到3个过表达的独立株系。水培试验结果表明,SaHMA2的过表达显着增加了非超积累东南景天对锌的积累,以及木质部汁液中的锌含量。同时,木质部汁液中的铁、锰含量也略有增加,但对植物中的铁、锰含量无显着影响。对SaHMA2过表达植株水培外源添加锌处理后,转基因植株幼叶和根尖中锌含量的增加水平显着高于野生型,表明SaHMA2与锌积累在新生器官有关。可见,SaHMA2介导了锌在木质部的装载过程,且可能与锌从成熟器官向新生器官的韧皮部再转运有一定的关系。综上所述,SaPCR2与SaHMA2转运蛋白在超积累东南景天根系分别对锌的吸收和木质部装载过程中起到重要调控作用,从而实现地上部锌的超量积累,为利用基因工程优化植物修复、提高农产品生物强化技术提供理论参考。
潘高[2]（2020）在《苍耳锰耐性的生理机制及转录组学研究》文中指出锰污染是全球酸性土壤上主要的植物生长限制因子,它不但降低农作物的产量和品质,而且可通过食物链危害人类健康。植物修复技术是治理锰污染土壤最重要的方法之一,优选适合的修复植物则是应用该技术的关键。苍耳（Xanthium strumarium）具有生物量大、生长速度快和生态适应性广等优点,并且锰耐性强,是锰污染土壤修复的理想候选材料。虽然植物锰耐性方面的研究已有报道,但植物整个生活史对锰胁迫的响应以及锰胁迫下锰累积与解毒的生理与分子机制仍不完全清楚。本论文以矿山生态型苍耳（ME）和非矿山生态型苍耳（NME）为材料,结合室内盆栽和水培实验,采用显微观察、超薄切片技术、常规理化分析手段以及高通量测序和荧光定量PCR等相结合的方法,开展了锰胁迫下苍耳的物候特征与生物量分配策略、叶片和根系显微及超微结构特征、生理响应特点、锰在各器官和亚细胞水平的积累分布规律及赋存形态、叶片在转录水平上对锰胁迫的响应等方面的研究。主要研究结果为:（1）锰胁迫下苍耳物候和生物量分配策略在2种生态型之间和不同生长发育时期存在显着差异。与NME相比,锰胁迫下ME的抽薹、开花和结实时间分别提前了1.50～3.50d、2.50～3.25d和7.00～12.50d,花期和果期持续时间延长了3.00～3.50d和4.50～9.00d,开花数、果实数、种子数以及果实长度、宽度和种子长度、宽度分别增加了30.00～60.71%、21.05～52.63%、21.05～55.41%、0.52～6.62%、0.21～8.89%、1.57～10.74%和1.75～13.33%。随着锰浓度的升高,各生长发育时期ME的植株高度、分枝数、根冠比、叶生物量、根生物量和总生物量以及总根长、根表面积、根体积和平均根直径在低浓度时分别较对照增加了1.01～1.06倍、1.05～1.17倍、1.03～1.41倍、1.04～1.14倍、1.06～1.29倍、1.01～1.21倍、1.03～1.17倍、1.07～1.21倍、1.07～1.18倍和1.04～1.25倍,且在相同锰浓度下明显高于NME。锰胁迫改变了各生长发育时期苍耳器官间的生物量分配比例,幼苗期和营养生长期ME较NME分配更多的生物量至根系,生殖生长期ME和NME的地上部分营养器官生物量分别较对照减少了6.89～30.36%和5.04～35.29%,ME将更多的资源分配到生殖器官,生殖分配和收获指数逐渐增加,分别为NME的1.09～1.38倍和1.07～1.38倍。（2）锰胁迫下ME叶片和根系的表观形态、解剖结构无显着变化,当锰浓度达到20000μM时,NME叶片和根尖结构严重受损,叶片栅栏组织和海绵组织细胞排列疏松、零散,栅栏组织海绵组织厚度比较对照下降了74.30%,薄壁细胞层数和导管数量减少,气孔长度、宽度、张开度和密度显着降低了26.03%、38.72%、25.18%和20.50%;根尖表皮细胞和外皮层细胞扭曲变形且部分破裂、脱落,维管柱部分出现明显空缺。随着锰浓度的升高,NME叶绿体肿胀变形,淀粉和嗜锇颗粒显着增大变多,类囊体片层结构紊乱;根尖细胞核核仁解体、质壁分离、染色质凝聚且细胞大面积空泡化。ME在锰胁迫下叶绿体和根尖细胞仍维持正常形态且结构完整、清晰。（3）高浓度锰胁迫下幼苗期和营养生长期NME叶片净光合速率、气孔导度和胞间CO2浓度分别较对照下降了5.67～14.29%和43.11～62.22%、16.67～33.33%和50.00～58.33%、3.00～6.18%和17.24～25.36%,气孔限制值增加了4.00～6.00%和34.38～53.13%,光合作用主要受气孔限制因素影响;生殖生长期叶片净光合速率进一步下降至5.08～7.39μmol m-2 s-1,气孔导度减少了33.33～58.33%,非气孔限制因素成为抑制植株光合作用的主导因素;而锰胁迫对ME各生长发育时期叶片光合作用无显着影响。锰胁迫下各生长发育时期ME叶片PSⅡ最大光化学效率、PSⅡ有效光化学量子效率、光化学猝灭系数、实际光化学量子效率和光合电子传递速率均高于NME,分别为NME的1.01～1.32倍、1.01～1.73倍、1.02～1.74倍、1.01～3.03倍和1.01～2.94倍;而NME在锰浓度超过5000μM时叶片PSⅡ光化学反应受到明显抑制,光合电子传递受阻,植株光合能力减弱,叶绿素a、叶绿素b、总叶绿素和类胡萝卜素含量分别较对照减少了2.36～37.93%、6.25～42.86%、3.45～39.07%和4.35～41.67%。幼苗期2种生态型苍耳体内渗透调节物质含量和抗氧化酶活性与锰浓度呈正相关关系;随着膜脂过氧化作用的加剧,生殖生长期NME叶片和根系中丙二醛、超氧阴离子自由基和过氧化氢含量分别较对照增加了8.23～104.41%和8.00～71.44%、13.61～92.40%和10.60～78.80%、2.00～17.10%和2.00～18.15%,而ME体内的可溶性糖、可溶性蛋白和脯氨酸含量以及超氧化物歧化酶、过氧化物酶和过氧化氢酶活性均高于NME,分别为NME的1.04～1.87倍、1.08～1.44倍、1.04～1.25倍、1.06～1.55倍、1.15～2.14倍和1.25～2.45倍,表明ME对锰胁迫具有更强的耐性。（4）2种生态型苍耳各器官的锰含量与锰胁迫呈浓度-效应和时间-效应关系增加。ME叶、茎、根和果实中的锰含量分别为1149.13～44838.35 mg kg-1、595.95～14183.08 mg kg-1、1811.34～27184.15 mg kg-1和170.28～317.39 mg kg-1,均高于NME相应器官中的锰含量,且2种生态型苍耳的转运系数、地上部分生物富集系数和根部生物富集系数均大于1。各生长发育时期ME亚细胞中的锰含量均为细胞壁组分（32.81～84.83%）>核糖体组分（8.37～31.81%）>叶绿体和细胞核组分（4.80～21.11%）>线粒体组分（2.00～17.98%）,而NME则有较高比例（18.11～50.68%）的锰进入叶绿体、细胞核和线粒体。此外,ME中18.52～55.43%的锰为锰果胶酸盐和蛋白质结合态锰,9.21～39.29%的锰为锰磷酸盐,3.20～22.19%的锰为草酸锰,其他分别以残留态、乙醇和去离子水提取态存在;而NME根中则有29.68～65.38%的锰以迁移性和毒性较强的可溶态赋存于细胞中。（5）锰胁迫下2种生态型苍耳转录组测序共获得171,127条unigenes,其中90959条被成功注释,构建了苍耳的转录组数据库。不同生态型苍耳叶片在转录水平对锰的响应不同:ME有18302条基因发生差异表达,其中10073条上调表达,8229条下调表达;而NME的差异表达基因为3326条,上调表达基因2222条,下调表达基因1104条。2种生态型苍耳叶片差异表达基因注释、富集的代谢通路相似,可能在苍耳体内存在整体性、系统性的基因网络调控其应对锰胁迫,而植物激素信号转导、MAPK信号通路-植物、ABC转运体和谷胱甘肽代谢等通路则是该网络的重要组成部分。本研究筛选、鉴定了11种信号感知与转导蛋白基因、10种重金属胁迫相关转录因子基因、24种编码金属转运蛋白相关基因、13种螯合物生物合成和谷胱甘肽代谢过程相关基因以及10种氧化胁迫防御机制相关的候选基因,初步构建了ME叶片锰防御和解毒的基因网络,为进一步揭示富集植物对锰累积与解毒的分子机制提供了理论依据。
何婷婷[3]（2020）在《超高含量重金属复合污染土壤中东南景天修复机制研究》文中研究表明土壤重金属污染已成为当今世界严峻的环境问题,污染土壤的修复引起广泛的关注,超积累植物修复因经济环保、无二次污染及超量富集重金属而成为近年来重金属污染土壤修复的热点。本研究以河北省某地超高含量重金属（Cd、As、Cu、Pb、Zn）复合污染土壤为修复对象,首先采用聚类分析法将土壤进行分类,将土壤分为四种类型,分别为相对较轻重金属复合污染土壤、相对超高含量Cd、As复合污染土壤、相对超高含量Cu、Pb复合污染土壤以及相对超高含量Zn复合污染土壤;在此基础上,以超积累生态型东南景天为修复植物,采用盆栽法修复四种类型超高含量重金属复合污染土壤,探讨东南景天修复对土壤重金属富集转运能力、东南景天叶片生理生化特性的响应以及修复过程中土壤微生物群落多样性和结构特征。主要研究结论如下:（1）通过研究东南景天对超高含量复合重金属的富集效果,结果表明:在修复超高含量重金属复合污染土壤中,东南景天对五种重金属的富集量由大到小排序为:Zn>Cd>>Cu>Pb>As,对Zn、Cd的富集量分别为8905.05-25685.21mg/kg、32.99-1184.16 mg/kg,富集量且东南景天对Cd、Zn富集、转运能力强,对As、Cu、Pb的富集、转运效果差,同时,土壤中大量的Zn可缓解植物对土壤中其他重金属的富集。东南景天各部位Cd、Zn含量从大到的排序为叶>茎>根,对As、Cu、Pb的富集量排序为地下>地上,这说明东南景天富集重金属的主要场所是叶片,且叶片对重金属元素的富集具有选择性,富集优先级顺序为Zn>Cd>Cu>Pb>As。（2）通过研究东南景天叶片对超高含量复合重金属的生理响应机制,结果表明:在修复超高含量重金属复合污染土壤中,东南景天可存活。当重金属复合污染土壤中Pb达到2792.51 mg/kg时,对东南景天的生长发育具有抑制作用,而当Zn达到34280.38 mg/kg可缓解复合重金属对东南景天的毒害作用。在重金属复合污染土壤中Pb达到2792.51 mg/kg的胁迫下,植物通过积累渗透调节物质以维持渗透势,脯氨酸（PRO）含量均值为4.73μg/g,叶片启动酶促防御系统,以增强自身抵御胁迫的能力,如超氧化物歧化酶（SOD）活性均值为1.65 U/g。这些反应消耗了大量的有机物和能量,导致东南景天尽管光合作用效果强,但生长状态差。在重金属复合污染土壤中Zn达到34280.38 mg/kg的胁迫下,超高含量Zn可促进东南景天的光合作用,东南景天通过积累渗透调节物质（PRO含量均值为4.22μg/g）维持渗透势平衡,保障植物较好的生长发育状态。（3）通过高通量测序对东南景天根际土壤、非根际土壤微生物群落进行分析,结果表明:在植物修复重金属污染土壤过程中,微生物调控也发挥重要作用。东南景天的种植增加了土壤微生物群落多样性。在超高含量的Cu、Pb胁迫下,不仅影响植物的正常生长,同时影响土壤系统细菌多样性。土壤中的真菌群落多样性没有随着重金属（Cd、As、Cu、Pb、Zn）含量梯度的提高而降低。在超高含量Cu、Pb胁迫下,细菌中的拟杆菌门（Bacteroidetes）、真菌中的担子菌门（Basidiomycota）,可在东南景天根际土壤特异性定殖,改善土壤团粒结构,进而提高土壤环境,促进植物的生长发育,同时可通过胞外分泌物的沉淀和细胞壁的吸附作用,结合重金属离子形成胞外沉淀。（4）通过PICRUSt预测细菌的功能家族特征,FUNGuild预测真菌营养类型特征,结果表明:东南景天的修复技术提高了土壤中微生物代谢活动。同时,东南景天根际土壤中有更为丰富的与环境信息处理和氨基酸代谢相关的功能基因,在抵抗和运输重金属、分泌促生物质及促进植物养分元素吸收、抵抗真菌及病原菌入侵等方面发挥重要作用。本研究对真菌营养类型的分析表明,东南景天的种植降低了土壤中病理营养型真菌的丰度,但提高了腐生营养和共生营养型真菌的相对丰度。
肖泽华[4]（2020）在《黄花草对锰胁迫生理生态适应性的研究》文中进行了进一步梳理黄花草（Cleome viscosa L.）是一种在热带与亚热带广泛分布的一年生植物,具有生物量大、株型美观、生长速度快、种子量大、抗逆性强等特点。通过实地调研发现黄花草是湘潭锰矿废弃地优势植物,在锰含量较高地段能正常开花结实,是一种具有较大应用潜力的锰污染土壤植物修复材料。为揭示该植物适应锰胁迫的机制,本研究以矿山生态型（ME）和非矿山生态型（NME）黄花草为试验对象,通过盆栽试验比较研究了两种生态型黄花草对锰的生长、富集能力、亚细胞组分与化学形态、生理生化适应性特征。主要研究结果如下:（1）两种生态型黄花草的种子萌发在锰胁迫下均受到抑制,在20000 μM锰处理下,矿山生态型和非矿山生态型黄花草种子发芽率与对照相比分别下降了 30.60%和81.81%。两种生态型黄花草幼苗的生长在锰处理浓度超过5000 μM时均受到抑制,且非矿山生态型黄花草受到的抑制程度大于矿山生态型。（2）随着锰处理浓度的增加,矿山生态型黄花草生物量先增加后降低,非矿山生态型黄花草生物量则逐渐降低。随着锰处理浓度的增加,两种生态型黄花草的生殖分配和收获指数均逐渐增加;开花时间和结实时间在低浓度锰处理下提前,高浓度锰处理下则推迟;非矿山生态型黄花草推迟时间更久,5至7d。（3）随着锰处理浓度的增加,两种生态型黄花草叶片厚度、叶表皮厚度、海绵组织厚度、栅栏组织厚度、栅海比和组织结构紧密度均减小;且矿山生态型相应指标在各处理间显着高于非矿山生态型。矿山生态型黄花草气孔大小、张开度在各处理下大于非矿山生态型,气孔密度则小于非矿山生态型。（4）随着锰处理浓度的增加,两种生态型黄花草的净光合速率（Pn）、气孔导度（Gs）、胞间CO2浓度（Ci）和蒸腾速率（Tr）均减小,且非矿山生态型减小程度大于矿山生态型。矿山生态型黄花草Pn、Gs、Ci和Tr在1000 μM时达到最大值。（5）矿山生态型黄花草幼苗期、成熟期和非矿山生态型黄花草成熟期叶绿素含量和叶绿素a/b的值随锰处理浓度的增加先增加后减小。丙二醛（MDA）随锰处理浓度的增加而增加,非矿山生态型黄花草增加程度大于矿山生态型黄花草。（6）随着锰处理浓度的增加,两种生态型黄花草的锰富集含量均增加。在20000μM锰处理下,矿山生态型黄花草叶片锰含量可达14708.59mg·kg-1,非矿山生态型叶片锰含量达12067.71 mg·kg-1。两种生态型黄花草细胞壁组分和可溶性组分中锰含量所占比例最大;从化学形态来看,两种生态型黄花草体内的锰主要以氯化钠提取态、醋酸提取态和盐酸提取态存在,且矿山生态型相应提取态所占比例较大。这种锰的亚细胞分布及化学形态可能是黄花草能够富集锰而受锰毒害较低的重要机制。
杨春燕[5]（2020）在《不同品种龙葵对重金属镉的富集能力与耐性机理研究》文中提出镉作为环境中毒性最强的重金属之一,一旦通过食物链进入人体会造成严重的不可逆伤害,植物修复简单易操作,成本低,有利于保持土壤生态环境系统。龙葵是一种新发现的镉耐受植物,然而,不同品种龙葵生理生化性质差异较大,其在镉污染修复中的能力需要进一步研究。本论文通过水培试验,探讨了3个地域的龙葵的耐性和富集特性。研究结果如下:（1）3种龙葵对Cd胁迫的耐受力都随着Cd浓度的升高以及Cd处理时间的增长而下降,14天Cd处理的耐受力HZ>JL>GD。三个品种龙葵叶绿素含量随Cd处理浓度的增加而降低,叶绿素含量受Cd抑制程度在品种间表现为GD>JL>HZ。不同Cd处理下,三个龙葵品种根和叶SOD活性在品种间均表现为HZ>JL>GD,根中的POD活性为HZ>GD>JL,而叶中的POD活性为GD>HZ>JL。根中的CAT活性JL>HZ>GD,叶中的CAT活性HZ>JL>GD。低浓度Cd胁迫（<10 mg.L-1）对3种龙葵膜脂过氧化强度为JL>HZ>GD,高浓度Cd胁迫（>50 mg·L-1）对3种龙葵的膜脂过氧化强度为JL>GD>HZ。综合从生物量指标、叶绿素含量、抗氧化酶活性和MDA含量来看,HZ较耐镉。（2）不同Cd处理下,不同龙葵各部位Cd浓度随Cd处理浓度和时间的增加而增加（叶的个别数据例外）,同一 Cd处理下,龙葵根、茎、叶、果实中Cd浓度大小规律为根>茎>叶>果实,其中,Cd胁迫14 d,龙葵的根、茎和叶中Cd浓度分别在Cd处理浓度为100 mg·L-1时达到最大值（JL的叶在 20 mg·L-1 时）,JL 的为 16417.86 mg·kg-1、5102.10 mg·kg-1、1311.81 mg·kg-1,HZ 的为 20537.35 mg·kg-1、10856.63 mg·kg-1、3909.98 mg·kg-1,GD 的为 7037.86mg·kg-1、2892.09 mg·kg-1、495.74mg·kg-1;随着 Cd 处理浓度和时间的增加,3种龙葵的地上部和地下部Cd积累量（除个别数据）基本呈逐渐上升的趋势。其地上部和地下部的Cd积累量都在Cd处理浓度为100 mg·L-1 时达到最大值,JL 的为 521.49 μg和 1181.22μg,HZ 的为 1640.59μg和710.50μg,GD的为284.34 μg和258.87μg（μg/株）。Cd处理14天时龙葵对重金属的反应趋于稳定变化状态,其中,JL的地上部富集能力随着Cd浓度的增加而持续降低,在Cd处理为5 mg·L-1时,富集系数为78.95,在Cd处理为100 mg·L-1时,富集系数为13.08,而HZ的地上部富集系数比JL要高,在浓度为5 mg·L-1时最大,为131.47,此后富集系数虽一直减小,但在高浓度时依然高于JL的富集系数,在Cd处理为100 mg·L-1时,富集系数为42.99,与JL和HZ相比,GD的地上部富集系数一直较低,而HZ和JL的浓度转移系数也较高且高于GD的浓度转移系数,而且明显的发现HZ的总量转移系数远大于JL和GD的总量转移系数。综上,14天Cd处理的龙葵富集能力和转移能力HZ>JL>GD。（3）采用差速离心法分离亚细胞组分,发现Cd在3种龙葵的亚细胞中分布比例不同,高浓度处理时Cd在HZ的细胞器中分布比例最小,镉胁迫对HZ细胞的伤害最小。有机酸采用反相高效液相色谱法分析,5种有机酸在3种龙葵中的含量基本稳定,即柠檬酸>酒石酸>乙酸>苹果酸>草酸。在各镉胁迫下,JL的叶片中的柠檬酸的含量、HZ中的酒石酸含量和GD中的柠檬酸含量受到明显的诱导作用。利用NMT技术测定龙葵根部分生区Cd通量,发现不同品种龙葵在同一 Cd处理浓度下的Cd通量不同,基本规律为HZ>JL>GD,而同一品种龙葵的Cd通量随着Cd处理浓度的增加而先增加后降低,总体来看,HZ的幼苗吸收镉能力较其他两种龙葵强。
叶代桦[6]（2019）在《矿山生态型水蓼磷富集特征及机理研究》文中研究说明大量施用磷肥直接造成磷矿资源逐渐消耗,导致农田土壤磷过剩,引发潜在的资源与环境问题。利用磷富集植物提取磷过剩土壤中的磷是一种经济有效的措施。磷富集植物收获后可作为绿肥资源,减缓过量施用化肥造成资源浪费与环境污染。针对磷富集植物的富磷特征及机理还缺乏系统研究,本文通过盆栽试验和野外小区定位试验,以前期筛选获得的磷富集植物矿山生态型水蓼为研究对象,探讨其在高磷环境下的磷富集特征及机理。主要研究结果如下:（1）随磷处理浓度升高,矿山生态型水蓼根系磷吸收速率逐渐增大,非矿山生态型在2 mmol L-1时最大。与非矿山生态型相比,矿山生态型水蓼对磷吸收较快,最大磷吸收速率为0.023 mmol g-1 h-1。矿山生态型水蓼总根长、根表面积、根体积和比根长在高浓度磷酸盐和植酸磷处理下均显着高于对照,但非矿山生态型根系形态参数受高磷抑制。在4 mmol L-1和8 mmol L-1磷处理时,矿山生态型水蓼≤0.15 mm和0.150.45 mm径级根长和根表面积显着大于非矿山生态型,其更多细根是高效吸收磷的基础。随磷酸盐处理浓度升高,矿山生态型水蓼伤流液量显着增加,非矿山生态型显着降低,但均在4 mmol L-1植酸磷处理时最高。矿山生态型水蓼伤流液量和伤流液中磷含量显着高于非矿山生态型,其根系活力和向地上部转运磷的能力更强。（2）随磷处理浓度升高,矿山生态型水蓼对高磷的耐性更强,其地上部生物量在3周和5周时分别为非矿山生态型的1.12.3倍和1.02.7倍。在8 mmol L-1磷酸盐处理时,矿山生态型水蓼叶片解剖结构完好,而非矿山生态型叶片栅栏组织和海绵组织部分变形,表皮细胞部分塌陷。矿山生态型和非矿山生态型水蓼地上部磷积累量在8 mmol L-1和4 mmol L-1处理时分别为16.42 mg plant-1和9.26 mg plant-1。水蓼根系、叶片增加细胞壁对磷的固持和可溶部分（液泡）对磷的区隔化能有效保护细胞器免受高磷毒害。高磷处理显着增加了水蓼体内各形态磷含量,尤其是无机磷。与非矿山生态型相比,矿山生态型水蓼叶片较低的无机磷、较高的核酸态和酯磷有利于维持叶片代谢活跃的磷库含量,保证叶片生理功能;而根系较高的无机磷有利于磷向地上部转运。（3）随磷酸盐处理浓度升高,矿山生态型水蓼地上部和地下部生物量增加;随植酸磷处理浓度升高,矿山生态型和非矿山生态型水蓼地上部生物量分别在1600 mg kg-1和800 mg kg-1处理时显着降低。高磷处理下,矿山生态型水蓼地上部磷积累量显着高于非矿山生态型,在1600 mg kg-1磷酸盐处理时达76.1 mg plant-1。与非根际土相比,矿山生态型根际pH降低0.150.45个单位,而非矿山生态型根际降低0.040.14个单位。高磷处理下,正磷酸盐是水蓼根际和非根际土壤最丰富的磷组分。土壤焦磷酸盐和磷酸二酯含量较低且变幅较小,分别介于5.514.0 mg kg-1和6.122.1 mg kg-1。矿山生态型水蓼根际正磷酸盐、磷酸单酯和磷酸二酯含量大幅降低,且降幅大于非矿山生态型。水蓼根际甘油磷酸和肌醇磷酸含量在植酸磷处理下高于非根际土,且矿山生态型根际高于非矿山生态型。矿山生态型水蓼根际酸性磷酸酶、碱性磷酸酶和植酸酶活性显着高于非矿山生态型。通过改变根际化学性质,矿山生态型水蓼比非矿山生态型获取土壤磷的能力更强。（4）水蓼根际微域土壤细菌群落多样性与非根际土壤无显着差异,但细菌群落组成与非根际土壤差异较大。高通量测序共检测到49个门,其中变形菌门Proteobacteria相对丰度最高。矿山生态型和非矿山生态型水蓼根表和根际土壤细菌群落组成的相似度均高于与非根际的相似度。门分类水平上,矿山生态型水蓼根际微域土壤变形菌Proteobacteria、拟杆菌Bacteroidetes和厚壁菌Firmicutes相对丰度均高于非矿山生态型。属分类水平上,矿山生态型水蓼根际微域土壤盐单胞菌属Halomonas、Flavisolibacter、类似牙球菌属Blastocatella、硫杆菌属Thiobacillus、鞘氨醇单胞菌属Sphingomona和芽孢杆菌属Bacillus相对丰度均高于非矿山生态型,且与土壤有效磷含量显着正相关。水蓼根际微域土壤细菌群落多样性与土壤有机质含量正相关;而根际微域土壤细菌群落组成在门分类水平上变化的主要驱动因子为土壤pH、有效磷、碱解氮、速效钾和距根面距离。（5）矿山生态型水蓼体内共分离获得35株耐高磷(800 mg P L-1)内生细菌,可鉴定为10个属,其中有芽孢杆菌属Bacillus 8株、假单胞菌属Pseudomonas 9株、节细菌属Arthrobacter 4株、葡萄球菌属Staphylococcus 4株、泛菌属Pantoea 3株、微球菌属Micrococcus 3株、不动杆菌属Acinetobacter、拉恩氏菌属Rahnella、短杆菌属Brevibacterium和考克氏菌属Kocuria各1株。30株耐高磷细菌能产吲哚乙酸,11株能分泌铁载体且能溶解固体培养基中的磷酸三钙和植酸钙镁。在液体培养中,所有菌株均具有溶解磷酸三钙和矿化植酸钙镁的能力,其溶磷量分别介于11.2166.2μg mL-1和9.7141.6μg mL-1。Pseudomonas putida SLr12溶磷酸三钙能力最强,而Pseudomonas plecoglossicida SLr02溶植酸钙镁能力最强。在磷酸三钙培养液中,内生细菌溶磷量与pH降低和有机酸含量高低密切相关;在植酸钙镁培养液中,内生细菌溶磷量与pH降低和磷酸酶、植酸酶活性高低密切相关。其中,6株耐高磷内生细菌产IAA、铁载体、溶磷酸三钙和植酸钙镁能力较强,可作为潜在的促生菌剂。（6）高磷条件下,接种成团泛菌Pantoea hericii SLr10、考克氏菌属Kocuria sp.SLr15、节细菌Arthrobacter koreensis SLs08、芽孢杆菌Bacillus subtilis SLs13后,矿山生态型水蓼根干重显着高于不接种处理;接种考克氏菌属Kocuria sp.SLr15、芽孢杆菌B.subtilis SLs13、节细菌A.koreensis SLs18和假单胞菌Pseudomonas plecoglossicida SLr02显着提高矿山生态型水蓼茎和叶干重。接种假单胞菌P.plecoglossicida SLr02显着提高矿山生态型水蓼茎部磷积累量,但大幅降低磷富集系数和转运系数。接种考克氏菌属Kocuria sp.SLr15、芽孢杆菌B.subtilis SLs13和节细菌属Arthrobacter sp.SLs18显着提高矿山生态型水蓼地上部磷积累量,且能促进根系形态建成,使其总根长和根表面积显着增加。因此,考克氏菌属Kocuria sp.SLr15、芽孢杆菌B.subtilis SLs13和节细菌属Arthrobacter sp.SLs18可作为促生菌,用于促进水蓼提取土壤过量磷。（7）在畜禽粪便堆场土壤上连续3年种植矿山生态型水蓼,其干重每年介于14.730.8 Mg ha-1,磷含量介于4.15.6 g kg-1,磷积累量介于62.7150.3 kg ha-1。猪粪、牛粪堆场土壤上的矿山生态型水蓼生长和磷积累优于鸡粪堆场土壤和耕作土壤。种植矿山生态型水蓼后,第一年畜禽粪便堆场土壤水溶性磷含量大幅增加,第二年和第三年有所降低;连续种植矿山生态型水蓼后,耕作土壤、猪粪、牛粪和鸡粪堆场土壤表层（0-10 cm）有效磷含量分别降低15.9%26.5%、10.9%23.8%、13.2%25.2%和1.6%9.2%。在猪粪、牛粪堆场土壤上,矿山生态型水蓼地上部有效数相对较低,仅为2.53.2;其对猪粪、牛粪堆场土壤0-20 cm土层磷的移除量和提取率高于鸡粪堆场土壤,分别介于42.756.3 mg kg-1和3.6%15.6%。种植矿山生态型水蓼可高效提取畜禽粪便堆场土壤中的磷,有效降低土壤易溶性磷含量。
杨倩颖[7]（2018）在《东南景天锌超积累组学分析与分子生态机制研究》文中认为锌是植物必需营养元素,但过量锌会引起植物毒害。东南景天是一种锌/镉超积累植物,是研究植物锌超积累机制的理想材料。研究东南景天的锌超积累机制不仅为生物强化提供理论基础,还可以补充发展锌营养理论。目前对东南景天的锌超积累机制的研究局限于生理过程及个别转运蛋白的基因功能,缺乏对东南景天锌整体响应的研究。研究东南景天演化过程中的关键演化因子也能丰富我们对东南景天锌超积累机制的认识。鉴于此,本研究使用比较转录组的方法研究超积累生态型东南景天（HE）与非超积累生态型东南景天（NHE）的遗传差异,使用转录组、蛋白组、代谢组和离子组的方法研究两种生态型东南景天地上部与根部在锌处理下的基因表达、蛋白合成、代谢物积累以及离子含量的响应,并结合所有组学的研究结果,综合分析维持东南景天锌稳态的机制。本研究不仅拓宽研究者对东南景天锌超积累机制的认识,还为日后深入研究其锌超积累机制提供了海量生物学信息。具体研究结果如下:1.使用比较转录组的方法,采用Illumina 2500测序平台,对两种生态型东南景天分别测序。共获得了超过9000万条cleanreads。HE鉴定了 149,668个单核苷酸多态性（Single Nucleotide Polymorphisms,SNPs）和 12,691 个简单重复序列（Simple Sequence Repeats,SSRs）。NHE 鉴定了 3 19,830 个 SNPs 和 14,428 个 SSRs。使用分支位点模型鉴定了东南景天的18个关键演化因子,分别是RNA聚合酶Rpbl碳端重复序列、28S核糖体RNA基因、蛋白酶体、半胱氨酸蛋白酶抑制剂、钙调蛋白、calcipressin、核酸转录因子Y、WRKY转录因子、载脂蛋白、组蛋白激酶、受体型蛋白激酶、F-actin加帽蛋白和液泡分拣受体,主要参与转录和翻译过程、蛋白质代谢过程、钙离子通路、胁迫响应过程和信号转导过程。2.使用数字基因表达谱的方法,采用Illumina 2500测序平台,对东南景天进行转录组分析,共获得了 3 17,761条转录本,89,733个差异表达转录本。对每组比较的差异最显着的前100个上调转录本与前100个下调转录本做并集分析,分析发现160个差异显着表达转录本属于DNA修饰、RNA识别与蛋白质合成方面的相关基因,数目占所有差异显着转录本的14.8%;在转运蛋白分类方面,东南景天的ZIP基因家族的差异表达最为显着,HE与NHE相比根部组成型上调1360倍,地上部组成型上调719倍。因此本试验克隆了SaZIP4基因做了详尽的基因功能研究。研究发现HE与NHE的SaZIP4基因都表现出地上部与根部组成型显着上升表达,与转录组测序结果一致,洋葱表皮亚细胞定位试验表明SaZIP4蛋白定位于细胞膜。酵母锌吸收缺陷突变体ZHY3表达SaZIP4后可以恢复其锌吸收缺陷功能,转基因拟南芥突变体zip4-2异源表达SaZIP4后恢复了其锌吸收功能,野生型拟南芥过表达SaZIP4后增加其地上部与根部的锌吸收积累量,因此,SaZIP4是重要的锌吸收转运蛋白。3.采用iTRAQ方法对东南景天进行蛋白组分析,共获得736个蛋白,469个差异表达蛋白。对所有的差异表达蛋白进行注释分析,分析发现15.1%的差异表达蛋白主要参与DNA、RNA、蛋白质基础转录翻译等过程、18.8%的差异表达蛋白参与代谢通路过程,7.7%的差异表达蛋白参与氧化还原过程。4.采用GC-MS与LC-MS两平台结合方法对东南景天进行代谢组研究,共获得346个代谢物,256个差异累积代谢物。所有差异累积代谢物主要集中在三羧酸循环途径、氨酰基-tRNA生物合成过程、氨基酸代谢途径、非饱和脂肪酸生物合成过程、嘌呤代谢途径等。5.使用ICP-MS、ICP-OES与CNS三平台结合方法研究东南景天离子组变化。并整合前面转录组、蛋白组、代谢组数据进行生物学富集分析。结果表明,超积累型东南景天通过降低根部转录水平、降低根部转运蛋白表达水平从而维持合理的锌吸收;同时,提高地上部翻译水平,合成更多与光合作用、抗氧化过程、代谢过程相关的蛋白,并且积累在地上部大量的锌也可能与这些蛋白相结合。超积累型东南景天通过控制合理锌吸收、提高抗氧化能力、提高光合作用效率和维持植物正常代谢从而维持内部锌稳态。此外,碳代谢途径是所有显着差异基因与蛋白富集程度最高的代谢途径,其基因和代谢产物被锌协同调控,与离子共同作用达到稳定平衡。
马建玲[8]（2018）在《普陀山苔草（Carex putuoshanensis sp.）和金叶苔草（Carex evergold）铅锌富集及谷胱甘肽表达研究》文中进行了进一步梳理本文在课题组前期试验的基础上,以铅超富集植物普陀山苔草（Carex putuoshanensis sp.）和铅富集植物金叶苔草（Carex evergold）为研究对象,按照课题组前期研究的最佳铅锌处理浓度,以空白为对照,通过铅（Pb）（600 mg/L）、锌（Zn）（125 mg/L）单一和铅锌（Pb+Zn）复合（Pb 600 mg/L、Zn125 mg/L）三个胁迫,对两种苔草在幼苗期、开花期和立枯期的生长响应,Pb、Zn富集及谷胱甘肽（glutathion,GSH）含量和γ-谷氨酰半胱氨酸合成酶（GCS）表达进行研究,探讨两种苔草在三个生长期铅锌胁迫下的Pb、Zn富集特征和GSH的表达,进一步揭示GSH表达在两种苔草铅锌富集过程中的作用,为植物修复的应用及植物对重金属耐性机制的研究提供参考。研究结果如下:（1）Pb、Zn、Pb+Zn胁迫下,与对照相比,开花期是普陀山苔草和金叶苔草对Pb、Zn胁迫响应最敏感的时期;开花期的Pb、Zn、Pb+Zn各胁迫间,普陀山苔草Pb+Zn胁迫下Pb含量大于Pb胁迫下的Pb含量,而金叶苔草则相反。因此,一定浓度的Zn促进了普陀山苔草对Pb的吸收,而抑制了金叶苔草对Pb的吸收;普陀山苔草的Pb含量大于金叶苔草。（2）Pb、Zn、Pb+Zn胁迫促进了普陀山苔草和金叶苔草不同生长期GSH的合成,在开花期,两种苔草GSH含量最大。开花期的Pb、Zn、Pb+Zn各胁迫间,普陀山苔草在Pb+Zn复合胁迫下,地上部和地下部GSH含量分别比Pb、Zn单一胁迫增加了33.45%、24.80%和76.81%、9.78%,Pb+Zn复合胁迫对普陀山苔草GSH的合成表现为协同作用;而金叶苔草地上部和地下部GSH含量分别比Pb、Zn单一胁迫减少了40.07%、18.37%和14.79%,Pb+Zn复合胁迫对金叶苔草GSH的合成具有抑制作用。（3）普陀山苔草和金叶苔草GSH合成酶GCS基因及编码的蛋白结构分析发现,普陀山苔草GCS基因（CpGCS）和金叶苔草GCS基因（CeGCS）分别含有1314bp和1392bp个碱基组成的开放阅读框,分别编码437个和463个氨基酸,其分子量分别为50.99和53.11KDa,均属于亲水性蛋白,亚细胞定位预测Cp GCS和CeGCS基因编码的蛋白主要位于细胞核和线粒体。CpGCS基因和CeGCS基因的氨基酸序列与百日菊、水稻、玉米的相似性分别为88%,83%、87%,85%、88%,90%。该基因的氨基酸序列中包含谷氨酸-半胱氨酸连接酶和γ-谷氨酰半胱氨酸合成酶的结构域,该结构域是两种苔草响应Pb、Zn胁迫的关键。通过对Pb、Zn、Pb+Zn胁迫下两种苔草在不同生长期植物组织中GCS基因表达分析发现,两种苔草地上部和地下部GCS均上调表达,在开花期GCS基因表达量最大;开花期的Pb、Zn、Pb+Zn各胁迫间,普陀山苔草CpGCS地上部和地下部表达量在Pb+Zn胁迫下最大。同时CpGCS表达量大于CeGCS表达量,这说明CpGCS蛋白催化合成的GSH,其结合Pb的量高于CeGCS蛋白催化合成的GSH,这也是普陀山苔草的一个特性。（4）Pb、Zn和Pb+Zn胁迫下,GSH的表达对普陀山苔草和金叶苔草Pb的吸收和转运具有显着正相关作用。
侯丹迪[9]（2017）在《超积累植物东南景天根系对重金属的吸收积累及根际细菌群落特征》文中指出植物对重金属的超积累作用及其调控机制是当今国内外土壤修复领域研究的热点和难点,也是优化重金属污染土壤植物萃取技术的核心要素。植物根际微环境中重金属的生物学过程是影响重金属从土壤向植物迁移的重要限制因子,深入研究土壤环境中超积累植物根系对重金属的吸收积累过程及其主控因子,尤其是根际微生物的重要作用,对于揭示植物超积累重金属的关键机制、推动植物萃取技术在污染环境修复中的实际应用具有重要的理论与现实意义。东南景天（Sedum alfredii Hance）是我国原生的锌镉超积累及铅富集植物,其对多种重金属具有很强的耐性和积累能力,是应用于污染土壤绿色植物修复技术的一种良好潜在材料。然而,目前有关东南景天超积累重金属的生理与分子机制研究多集中于超积累植物对重金属的转运与储存过程,对其根土微界面重金属的生物学过程及其在植物超积累重金属中的作用仍知之甚少。本研究以超积累生态型与非超积累生态型东南景天作为供试材料,综合运用同步辐射X射线荧光（SR-XRF）、X射线吸收光谱（SR-XAS）等高通量金属组学技术,原位分析了东南景天根系微观尺度上重金属的迁移转化过程,以期明确超积累植物对重金属的根系吸收过程,为进一步揭示根际生物学过程在植物超积累重金属中的作用机制奠定基础;同时,利用16SrRNA基因扩增子测序等技术比较了不同重金属污染条件下两种生态型东南景天根际土壤微生物学特征差异,探索特异根际细菌群落结构对植物萃取土壤重金属的潜在作用;基于上述研究,进一步分析了东南景天在修复重金属复合污染土壤过程中的根际调控机制及其独特的微生物结构特征,为重金属污染土壤植物修复技术的改良和优化提供科学依据。本研究取得的主要研究结果如下:1.在水培条件下采用SR-XRF和XAS技术研究比较了镉在两种生态型东南景天根系组织水平和细胞水平的原位分布、时空变化特点以及根系镉的赋存形态特征。结果表明,镉超积累生态型东南景天根系中镉主要分布于根尖分生组织和中柱,而非超积累生态型东南景天根系中的镉主要集中于分生组织,中柱区域只有很少量的镉。侧根发生部位（包括侧根根尖、侧根原基等处）以及侧根生长区域的中柱中都有大量镉的分布。通过根系不同部位对镉吸收的响应研究发现,侧根可以更加快速高效地吸收镉进入根系中。东南景天根系中镉主要以Cd2+、Cd-柠檬酸、Cd-细胞壁和Cd-谷胱甘肽形态存在,其中超积累生态型根系中Cd2+和Cd-柠檬酸的比例要高于非超积累生态型。上述结果表明侧根是超积累东南景天吸收镉的主要部位,而镉以离子态、柠檬酸结合态存在于其根细胞中,从而促进镉向木质部装载进而向地上部运输的效率。2.在水培条件下采用SR-XRF和XAS技术对铅富集与非富集两种生态型东南景天根系中铅等元素的分布特征和赋存形态进行原位分析。结果发现两种生态型东南景天根系吸收的铅主要分布于根尖分生组织和中柱部位,与C1、P等其他元素的分布较为一致。相较而言,铅富集型东南景天根尖分生组织中铅含量远低于铅非富集型东南景天,但其中柱中铅含量明显高于非富集型东南景天。此外,侧根发生部位能够吸收和积累更多的铅,并直接进入根系中柱部位进行运输。铅在根系中主要与细胞壁进行结合,减少了铅向地上部的迁移,其在东南景天铅耐性和解毒中可能发挥重要作用。综上可知,侧根是铅的主要吸收部位,而富集型东南景天则更容易将铅装载到木质部进而运输到地上部,而非富集型东南景天将更多的铅滞留在根尖,其可能原因在于细胞壁的固持作用。3.采用土壤根袋培养方式,利用16SrRNA基因扩增子测序技术比较了镉污染土壤上两种生态型东南景天的根际细菌群落结构差异。东南景天的种植和镉浓度的提高均显着降低了细菌群落的α-多样性,改变了土壤细菌群落结构。与非根际土壤及非超积累东南景天的根际土壤相比,超积累东南景天的根际土壤细菌群落结构组成明显不同。在高镉污染水平下,超积累东南景天根际中一些来自放线菌门（Actinobacteria）,拟杆菌门（Bacteroidetes）和TM7菌门的种属尤为丰富。放线菌门的链霉菌属Streptomyces是造成超积累型根际与其他样品细菌群落组成差异的主要原因,在高镉水平下,其丰度是其他样品的3.31-16.45倍。以上结果说明,在超积累植物东南景天对镉污染土壤的植物修复过程中,其根系生长和土壤镉污染共同塑造了一个特殊的根际细菌群落,一些关键细菌,如Streptomyces的OTU8159,可能在重金属的超积累过程中发挥重要作用。4.利用16SrRNA基因扩增子测序技术比较了铅污染土壤中两种生态型东南景天的根际细菌群落结构的差异。与镉类似,东南景天的种植和铅浓度的提高（特别是中度铅污染水平）也显着降低了细菌群落的α-多样性,改变了土壤细菌群落结构。与非根际土壤及非富集型东南景天的根际土壤相比,富集型东南景天的根际土壤细菌群落结构组成明显不同。富集型东南景天根际Alphaproteobacteria纲（Astccaacaulis、Dongia）、Betaproteobacteria 纲 （Dechloromonas 和 Rhizobacter）和 Bacteroidetes 门（Flavobacterium）尤为丰富,而非富集型东南景天根际则有更高丰度的Firmicutes门（Clostridium sensu stricto 1、Paenibacillus）、Deltaproteobacteria 纲（Geobacter）和Gammaproteobacteria纲（Pseudomonas）。随着铅水平的提高,富集型和非富集型东南景天根际特异OTUs种类逐渐减少。以上结果表明,铅污染条件下,超积累东南景天根际形成了特异的细菌群落结构,但其群落结构特征及特异细菌组成与镉污染条件下明显不同,说明根际细菌对不同重金属有不同的适应性机制。5.采用根箱模拟试验综合比较了种植在镉铅复合重金属污染土壤条件下超积累和非超积累生态型东南景天的根际微域特征差异,并重点分析了两种生态型东南景天的根际微生物学特征。相较于非超积累型东南景天,超积累东南景天对于重金属有着更高的耐性,且地上部积累了更多的镉和锌。超积累型的根际微域特征与非根际土壤和非超积累型的根际土壤差异显着,表现为根系发达、根际土壤酸化、金属生物有效性提高以及微生物活性提高等。16SrRNA测序表明,超积累生态型具有特异的根际细菌群落特征,并在根际定殖了大量的Streptomyces、Kribbella等细菌。PICRUSt分析表明超积累东南景天根际中有更为丰富的与膜转运和氨基酸代谢相关的预测功能基因。本研究揭示了复合重金属污染植物修复过程中超积累东南景天根际的一系列生物化学行为,表明超积累植物东南景天对土壤重金属的活化及吸收作用可能与其根系对重金属的高耐受性,根系分泌物导致的土壤酸化作用,尤其是根际独特的细菌群落结构以及特异微生物的定殖密切相关。
吴彬艳[10]（2016）在《广义景天属和蝇子草属耐受与富集重金属种质筛选及蝇子草属杂交初探》文中认为利用超富集和耐性植物修复重金属污染土壤是生态修复的重要研究方向。蝇子草属和广义景天属植物种类丰富,存在重金属超富集植物。同时,蝇子草属存在雌雄异株、植株部分花朵雄性不育等多种繁育系统,是进行杂交育种以及研究雄性不育的优良材料。对‘胭脂红’景天、勘察加景天、费菜、垂盆草、佛甲草、反曲景天、六棱景天、苔景天、东南景天、‘红毯’景天、八宝11种广义景天属植物进行0、25、50、100.200、400 mg ·kg-1不同浓度Cd污染的土壤盆栽试验,以研究其对Cd的耐性和积累特征。反曲景天、垂盆草、勘察加景天、六棱景天在所有处理下,地上部干重没有显着变化,耐性指数全部大于0.5,死亡率极低,表现出了很强的耐性。在200和400mg·kg-1Cd处理下,分别有6种和9种植物的地上部Cd含量超过100mg·kg-1,最大值为‘胭脂红’景天在400 mg·kg-1处理下达到的749.72 mg·kg-1。地上部富集系数和转移系数在未施加Cd的情况下达到最大值,最大值均为费菜未施加Cd处理的植株,其值分别为13.51和9.19。聚类分析结果表明,反曲景天、勘察加景天、垂盆草和六棱景天对镉耐性很强,但地上部积累量较低；‘胭脂红’景天对镉耐性较强,地上部积累量最高；佛甲草、东南景天、苔景天和‘红毯’景天对镉耐性较差,地上部积累量较高；八宝和费菜对镉耐性较差,地上部积累量在低浓度处理时较高。对海滨蝇子草、叉枝蝇子草、细叶麦瓶草和东麦瓶草开展土壤盆栽试验,分析其在Zn、Cu、Pb、Cd单一及复合污染状况下的重金属耐性和积累特性。植株地上部分对重金属最大吸收均出现在单一污染条件下,东麦瓶草地上部分积累Zn（250.70 mg·-kg-1）、Cu（390.71 mg·kg-1）最多；海滨蝇子草积累Pb（30.63mg·kg-1）最多；叉枝蝇子草积累Cd （1.74 mg·kg-1）最多。叉枝蝇子草和海滨蝇子草在施加重金属的情况下,生长没有受到明显影响。在Cd污染条件下对叉枝蝇子草进行萌发试验,其种子萌发能忍受12.5、25mg·L-1的Cd胁迫,但浓度达到50、100mg·L-1时,无法正常萌发和生长。对蝇子草属植物进行杂交,具体为海滨蝇子草与叉枝蝇子草正反交、海滨蝇子草与着色蝇子草正反交、东麦瓶草×叉枝蝇子草、东麦瓶草×海滨蝇子草、东麦瓶草×山蚂蚱草7个杂交组合。只得到叉枝蝇子草×海滨蝇子草的一株疑似杂种苗。通过形态对比、扫描电镜观察以及柱头可授性研究发现,海滨蝇子草植株具有可育花与雄性不育花两种花朵类型,可育花两轮雄蕊次序呈现,具有雄性先熟和雌雄异位的性别分离,雄性不育花为功能性雄性不育。可育花杂交指数为4,繁育系统为异交,部分自交亲和。通过交配方式检测,发现可育花的花内自花坐果率为31.71%,而不育花为0。可育花花朵直径更大,具有更大的平均结籽数和更高概率的偏大结籽数,但二者的胚珠数和柱头长度差异较小。在盛花期,雄性不育花与可育花的比例维持在接近于1的水平,但是初花期和末花期雄性不育花所占的比值更大,尤其临近花期的后期,不育花比例逐渐增加。
二、不同生态型植物对重金属的积累及耐性研究进展（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、不同生态型植物对重金属的积累及耐性研究进展（论文提纲范文）
（1）SaPCR2和SaHMA2在超积累植物东南景天对锌吸收积累中的调控作用（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤重金属污染现状及修复技术 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 土壤重金属污染修复技术 |
| 1.2 超积累植物对重金属的吸收机制 |
| 1.2.1 超积累植物根系对重金属的吸收机制 |
| 1.2.2 影响超积累植物根系重金属吸收的因素 |
| 1.2.3 超积累植物叶片对重金属的吸收机制 |
| 1.3 超积累植物对重金属的运输机制 |
| 1.3.1 超积累植物对重金属的横向运输 |
| 1.3.2 超积累植物对重金属的长距离运输 |
| 1.4 超积累植物吸收运输重金属的决定因素 |
| 1.4.1 根部的区隔作用 |
| 1.4.2 木质部装载能力 |
| 1.4.3 金属运输形态 |
| 1.5 东南景天对重金属的超积累机制 |
| 1.5.1 重金属超积累特性 |
| 1.5.2 根际对重金属的活化 |
| 1.5.3 重金属的高效吸收与运输 |
| 1.5.4 重金属的解毒 |
| 1.5.5 目前研究局限性 |
| 1.6 研究目的及内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 技术内容 |
| 第2章 SaPCR2对超积累东南景天锌吸收积累的调控作用 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 植物预培养 |
| 2.2.3 实时荧光定量分析 |
| 2.2.4 酵母功能分析 |
| 2.2.5 植物根系形态 |
| 2.2.6 植物根尖显微镜观察 |
| 2.2.7 植株金属含量测定 |
| 2.2.8 植物中金属元素的 μ-XRF 分布 |
| 2.2.9 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 SaPCR2的表达量分析 |
| 2.3.2 转运蛋白SaPCR2的酵母功能分析 |
| 2.3.3 SaPCR2过表达对植株锌含量的影响 |
| 2.3.4 SaPCR2过表达对植物根系的影响 |
| 2.3.5 SaPCR2过表达对植物根尖结构的影响 |
| 2.3.6 锌在SaPCR2过表达植株中的分布 |
| 2.3.7 SaPCR2过表达植株中其它微量元素的分配 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 SaPCR2在超积累东南景天中介导根系对锌的吸收 |
| 2.4.2 SaPCR2的过表达影响植物根系伸长区对锌的运输 |
| 2.4.3 SaPCR2的过表达对植株体内金属离子的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 SaHMA2对超积累东南景天锌运输积累的调控作用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 植物预培养 |
| 3.2.3 实时荧光定量分析 |
| 3.2.4 转基因植株构建 |
| 3.2.5 木质部汁液收集 |
| 3.2.6 植物金属含量测定 |
| 3.2.7 叶面锌处理方法 |
| 3.2.8 扫描电子显微镜-能量色散 X 射线光谱分析 |
| 3.2.9 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 SaHMA2的表达量分析 |
| 3.3.2 SaHMA2过表达非超积累东南景天的鉴定 |
| 3.3.3 SaHMA2过表达对植物锌含量的影响 |
| 3.3.4 SaHMA2过表达植株中其它重金属元素含量 |
| 3.3.5 SaHMA2过表达植株不同部位的锌积累 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 SaHMA2的过表达增强植物对锌向地上部的运输 |
| 3.4.2 SaHMA2的过表达作用于植物对锌的韧皮部运输 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 全文总结 |
| 4.1 主要结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间主要科研成果 |
（2）苍耳锰耐性的生理机制及转录组学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 锰污染现状及危害 |
| 1.1.1 锰污染现状 |
| 1.1.2 锰污染的危害 |
| 1.2 生态型的定义与分类 |
| 1.3 锰对植物的影响 |
| 1.3.1 锰对植物生长的影响 |
| 1.3.2 锰对植物形态结构的影响 |
| 1.3.3 锰对植物光合作用的影响 |
| 1.3.4 锰对植物抗逆生理特性的影响 |
| 1.4 植物体内锰的累积、分布和赋存形态 |
| 1.4.1 锰在植物体内的累积 |
| 1.4.2 锰在植物体内的分布特征 |
| 1.4.3 锰在植物体内的赋存形态 |
| 1.5 植物对锰的分子响应机制 |
| 1.6 研究目的与研究内容 |
| 1.6.1 问题提出 |
| 1.6.2 研究目的与意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.7 研究技术路线 |
| 2 锰胁迫对苍耳物候和生物量分配的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 植物培养与实验处理 |
| 2.1.3 种子萌发和生长指标的测定 |
| 2.1.4 物候期的观测 |
| 2.1.5 生物量的测定 |
| 2.1.6 数据处理 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 锰胁迫对苍耳种子萌发的影响 |
| 2.2.2 锰胁迫对苍耳物候的影响 |
| 2.2.3 锰胁迫对苍耳生物量及其分配的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 锰胁迫下2种生态型苍耳的种子萌发特性 |
| 2.3.2 锰胁迫下2种生态型苍耳的物候特征 |
| 2.3.3 锰胁迫下2种生态型苍耳的生物量分配策略 |
| 2.4 小结 |
| 3 锰胁迫对苍耳叶片和根系形态结构的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 植物培养与实验处理 |
| 3.1.2 显微结构观察 |
| 3.1.3 表皮气孔观察 |
| 3.1.4 超微结构观察 |
| 3.1.5 测量与数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 锰胁迫对苍耳叶片形态与结构的影响 |
| 3.2.2 锰胁迫对苍耳根系形态与结构的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 锰胁迫下2种生态型苍耳叶片的形态结构变化 |
| 3.3.2 锰胁迫下2种生态型苍耳根系的形态结构变化 |
| 3.4 小结 |
| 4 苍耳对锰胁迫的光合及生理生化响应 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 植物培养与实验处理 |
| 4.1.3 光合生理指标的测定 |
| 4.1.4 抗逆生理指标的测定 |
| 4.1.5 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 锰胁迫对苍耳光合生理特性的影响 |
| 4.2.2 锰胁迫对苍耳抗逆生理特性的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 锰胁迫下2种生态型苍耳的光合生理特性 |
| 4.3.2 锰胁迫下2种生态型苍耳的抗逆生理特性 |
| 4.4 小结 |
| 5 锰在苍耳器官和亚细胞水平的积累分配规律及赋存形态 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 植物培养与实验处理 |
| 5.1.3 植物收获与分析 |
| 5.1.4 锰的亚细胞组分测定 |
| 5.1.5 锰的化学形态测定 |
| 5.1.6 质量保证与质量控制 |
| 5.1.7 数据处理 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 锰胁迫下苍耳各器官锰的积累分配规律 |
| 5.2.2 锰在苍耳中的亚细胞分布 |
| 5.2.3 锰在苍耳中的化学形态 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 锰胁迫下2种生态型苍耳对锰的累积和转运特征 |
| 5.3.2 锰胁迫下2种生态型苍耳中锰的亚细胞分布特征 |
| 5.3.3 锰胁迫下2种生态型苍耳中锰的化学形态特征 |
| 5.4 小结 |
| 6 苍耳叶片响应锰胁迫的转录组学研究 |
| 6.1 实验材料 |
| 6.1.1 植物培养与实验处理 |
| 6.1.2 主要仪器设备与试剂 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.2.1 RNA提取与质量检测 |
| 6.2.2 cDNA文库构建与RNA-Seq测序 |
| 6.2.3 数据组装与生物信息学分析 |
| 6.2.4 部分差异表达基因的qRT-PCR验证 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 转录组测序及数据组装 |
| 6.3.2 Unigenes功能注释与分析 |
| 6.3.3 差异表达基因功能注释与富集分析 |
| 6.3.4 苍耳可能参与锰胁迫防御和解毒机制的候选基因及其表达 |
| 6.3.5 部分差异表达基因qRT-PCR验证 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 苍耳转录组测序与序列组装 |
| 6.4.2 2种生态型苍耳在锰胁迫下的转录水平差异 |
| 6.4.3 差异表达基因的功能注释 |
| 6.4.4 锰胁迫防御和解毒相关基因及功能预测 |
| 6.5 小结 |
| 7 主要研究结论、创新点与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间的学术成果 |
| 致谢 |
（3）超高含量重金属复合污染土壤中东南景天修复机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染现状及危害 |
| 1.2 重金属污染土壤生物修复技术现状 |
| 1.2.1 植物修复技术 |
| 1.2.2 微生物修复技术 |
| 1.2.3 植物-微生物协同修复技术 |
| 1.3 超积累植物修复重金属污染土壤现状 |
| 1.3.1 超积累植物对重金属的富集能力 |
| 1.3.2 超积累植物修复重金属污染土壤的生理响应 |
| 1.3.3 超积累植物对土壤微生物群落多样性的影响 |
| 1.4 提出问题与研究意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 创新点 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 东南景天修复超高含量重金属复合污染土壤的效果研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验方法与样品采集 |
| 2.2.3 测试方法 |
| 2.2.4 数据处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 土壤重金属污染程度及污染类型分类 |
| 2.3.2 东南景天生物量 |
| 2.3.3 东南景天体内五种重金属含量 |
| 2.3.4 东南景天对五种重金属的富集特征和转运特征 |
| 2.3.5 东南景天对五种重金属的提取率 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 不同处理组对东南景天富集重金属的影响 |
| 2.4.2 不同处理组东南景天对土壤重金属提取率的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 东南景天叶片对超高含量重金属复合污染土壤的生理响应机制研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法与样品采集 |
| 3.2.3 测定方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 东南景天生长发育 |
| 3.3.2 东南景天叶片光合系统 |
| 3.3.3 东南景天叶片渗透系统 |
| 3.3.4 东南景天叶片抗氧化酶系统 |
| 3.3.5 重金属与东南景天叶片生理指标之间的相关性 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 东南景天生长发育对超高含量重金属复合胁迫的响应 |
| 3.4.2 东南景天叶片生理指标对超高含量重金属复合胁迫的响应 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 东南景天修复超高含量重金属复合污染土壤中土壤微生物群落特征 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法与样品采集 |
| 4.2.3 测试方法 |
| 4.2.4 数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤中五种重金属去除率 |
| 4.3.2 高通量测序结果 |
| 4.3.3 细菌群落多样性 |
| 4.3.4 真菌群落多样性 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 微生物调控作用研究 |
| 4.4.2 东南景天对土壤微生物群落多样性的影响 |
| 4.4.3 东南景天对土壤微生物群落结构的影响 |
| 4.4.4 微生物群落功能预测分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间研究成果 |
（4）黄花草对锰胁迫生理生态适应性的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤锰污染来源、现状与危害 |
| 1.1.1 土壤锰污染来源 |
| 1.1.2 土壤锰污染现状 |
| 1.1.3 土壤锰污染危害 |
| 1.2 锰污染土壤的修复 |
| 1.2.1 锰污染土壤的物理与化学修复 |
| 1.2.2 锰污染土壤的生物修复 |
| 1.3 矿山生态型与非矿山生态型 |
| 1.4 锰胁迫对植物的影响 |
| 1.4.1 对种子萌发的影响 |
| 1.4.2 对生长和物候的影响 |
| 1.4.3 对叶片解剖结构的影响 |
| 1.4.4 对光合作用的影响 |
| 1.4.5 对生理的影响 |
| 1.4.6 对锰积累的影响 |
| 1.5 植物对锰的解毒机制 |
| 1.5.1 区隔化作用 |
| 1.5.2 螯合作用 |
| 1.5.3 抗氧化酶系统 |
| 1.6 研究对象、目的与意义 |
| 1.6.1 研究对象 |
| 1.6.2 研究目的与意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 种子萌发 |
| 2.2.2 幼苗生长 |
| 2.2.3 栽培试验 |
| 2.3 测定项目和方法 |
| 2.3.1 种子萌发指标测定 |
| 2.3.2 生长指标测定 |
| 2.3.3 物候指标测定 |
| 2.3.4 叶片形态结构与气孔测定 |
| 2.3.5 光合气体交换参数测定 |
| 2.3.6 生理指标测定 |
| 2.3.7 锰含量测定 |
| 2.3.8 锰亚细胞组分测定 |
| 2.3.9 锰化学形态测定 |
| 2.4 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 锰胁迫对黄花草种子萌发的影响 |
| 3.2 锰胁迫对黄花草生长、物候的影响 |
| 3.2.1 锰胁迫对黄花草幼苗生长的影响 |
| 3.2.2 锰胁迫对黄花草成株生长的影响 |
| 3.2.3 锰胁迫对黄花草生物量及生物量分配的影响 |
| 3.2.4 锰胁迫对黄花草物候的影响 |
| 3.3 锰胁迫对黄花草显微结构的影响 |
| 3.3.1 锰胁迫对黄花草叶片表皮的影响 |
| 3.3.2 锰胁迫对黄花草叶肉细胞的影响 |
| 3.3.3 锰胁迫对黄花草叶片气孔的影响 |
| 3.4 锰胁迫对黄花草光合作用的影响 |
| 3.5 锰胁迫对黄花草生理特征的影响 |
| 3.5.1 锰胁迫对黄花草幼苗生理特征的影响 |
| 3.5.2 锰胁迫对黄花草成熟植植株生理特征的影响 |
| 3.6 锰胁迫对黄花草锰富集特征的影响 |
| 3.6.1 锰富集特征 |
| 3.6.2 生物富集系数与转运系数 |
| 3.7 锰在黄花草中的亚细胞分布及化学形态 |
| 3.7.1 锰在黄花草中的亚细胞分布 |
| 3.7.2 锰在黄花草中的化学形态 |
| 4 讨论 |
| 4.1 锰胁迫对黄花草种子萌发的影响 |
| 4.2 锰胁迫对黄花草生长、物候的影响 |
| 4.2.1 锰胁迫对黄花草幼苗生长的影响 |
| 4.2.2 锰胁迫对黄花草成株生长的影响 |
| 4.2.3 锰胁迫对黄花草生物量及其分配的影响 |
| 4.2.4 锰胁迫对黄花草物候的影响 |
| 4.3 锰胁迫对黄花草显微结构的影响 |
| 4.3.1 锰胁迫对黄花草叶片结构的影响 |
| 4.3.2 锰胁迫对黄花草叶片气孔的影响 |
| 4.4 锰胁迫对黄花草光合作用的影响 |
| 4.5 锰胁迫对黄花草生理特征的影响 |
| 4.5.1 锰胁迫对黄花草幼苗生理特征的影响 |
| 4.5.2 锰胁迫对黄花草成熟植株生理特征的影响 |
| 4.6 锰胁迫对黄花草锰富集特征的影响 |
| 4.7 锰在黄花草中的亚细胞分布及化学形态 |
| 4.7.1 锰在黄花草中的亚细胞分布 |
| 4.7.2 锰在黄花草中的化学形态 |
| 5 结论 |
| 6 创新点 |
| 7 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录A |
| 附录B |
| 致谢 |
（5）不同品种龙葵对重金属镉的富集能力与耐性机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.2 植物修复 |
| 1.2.1 植物修复的概念及发展 |
| 1.2.2 植物修复的基本类型 |
| 1.2.3 用于重金属污染土壤修复的植物 |
| 1.2.4 抗重金属生态型的形成 |
| 1.2.5 龙葵修复镉污染土壤的研究进展 |
| 1.3 重金属胁迫对植物的影响 |
| 1.3.1 对植物生长发育的影响 |
| 1.3.2 对光合作用的影响 |
| 1.3.3 植物对重金属的氧化应激 |
| 1.4 植物对重金属的解毒和防御机制 |
| 1.4.1 植物抗氧化防卫反应 |
| 1.4.2 螯合与区镉化 |
| 1.4.3 有机酸 |
| 1.5 选题目的、研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 选题目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 龙葵对镉的耐性特征 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 主要材料和仪器 |
| 2.1.2 龙葵幼苗的培养 |
| 2.1.3 龙葵生物量的测定 |
| 2.1.4 龙葵叶绿素含量的测定 |
| 2.1.5 龙葵丙二醛(MDA)含量的测定 |
| 2.1.6 龙葵超氧化物歧化酶(SOD)活性测定 |
| 2.1.7 龙葵过氧化物酶(POD)活性测定 |
| 2.1.8 龙葵过氧化氢酶(CAT)活性测定 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 Cd胁迫对龙葵生物量的影响 |
| 2.2.2 Cd胁迫对龙葵叶绿素含量的影响 |
| 2.2.3 Cd胁迫对龙葵丙二醛(MDA)含量的影响 |
| 2.2.4 Cd胁迫对龙葵超氧化物歧化酶(SOD)的影响 |
| 2.2.5 Cd胁迫对龙葵过氧化物酶(POD)的影响 |
| 2.2.6 Cd胁迫对龙葵过氧化氢酶(CAT)的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 龙葵对镉的富集特征 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 主要材料和仪器 |
| 3.1.2 龙葵的培养 |
| 3.1.3 Cd含量的测定 |
| 3.1.4 数据处理与分析方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 龙葵各器官的Cd含量 |
| 3.2.2 龙葵各器官的Cd累积量 |
| 3.2.3 龙葵对Cd的富集和转移 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 龙葵的耐镉机理研究 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 主要材料和仪器 |
| 4.1.2 龙葵的培养 |
| 4.1.3 龙葵叶片和根系亚细胞组分的分离及Cd含量的测定 |
| 4.1.4 龙葵叶片有机酸含量的测定 |
| 4.1.5 龙葵根部镉通量的测定 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 Cd在龙葵中的亚细胞含量分布 |
| 4.2.2 龙葵叶片有机酸含量变化 |
| 4.2.3 龙葵根部镉通量的测定 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论、创新点与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间公开发表的论文 |
（6）矿山生态型水蓼磷富集特征及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1 立题依据 |
| 2 国内外研究现状 |
| 2.1 植物吸收转运磷的生理特性 |
| 2.1.1 根系磷吸收动力学特征 |
| 2.1.2 根系形态 |
| 2.1.3 伤流液强度及组分 |
| 2.2 植物磷积累分布特征 |
| 2.2.1 植物磷形态 |
| 2.2.2 植物磷分布 |
| 2.3 土壤化学特性与磷的有效性 |
| 2.3.1 土壤磷形态与磷的有效性 |
| 2.3.2 土壤pH与磷的有效性 |
| 2.3.3 土壤磷酸酶和植酸酶与磷的有效性 |
| 2.4 土壤细菌群落结构特征研究 |
| 2.4.1 土壤细菌群落结构的研究方法 |
| 2.4.2 土壤细菌群落结构的影响因子 |
| 2.5 内生菌协同植物修复研究 |
| 2.5.1 植物内生菌及其与宿主的关系 |
| 2.5.2 内生细菌促生作用机理 |
| 2.5.3 促生细菌在植物修复中的应用现状 |
| 2.6 磷富集植物研究与应用 |
| 3 研究内容 |
| 3.1 矿山生态型水蓼磷吸收转运特性研究 |
| 3.2 矿山生态型水蓼磷积累分布特征研究 |
| 3.3 矿山生态型水蓼根际土壤化学特性研究 |
| 3.4 矿山生态型水蓼根际微域土壤细菌群落结构特征研究 |
| 3.5 矿山生态型水蓼内生细菌鉴定与促生特性研究 |
| 3.6 接种内生细菌对矿山生态型水蓼磷积累特性的影响 |
| 3.7 矿山生态型水蓼对磷过剩土壤磷的提取潜力研究 |
| 4 技术路线 |
| 第二章 矿山生态型水蓼磷吸收转运特性研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试验设计与处理 |
| 1.3 样品采集与制备 |
| 1.4 测定项目及方法 |
| 1.5 数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 根系磷吸收动力学特征 |
| 2.2 根系形态特征 |
| 2.2.1 总根系形态 |
| 2.2.2 不同径级根系形态 |
| 2.3 伤流液量和磷含量 |
| 3 讨论 |
| 4 小结 |
| 第三章 矿山生态型水蓼磷积累分布特征研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试验设计与处理 |
| 1.3 样品采集与制备 |
| 1.4 测定项目及方法 |
| 1.5 数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 植株长势与叶片结构特征 |
| 2.2 生物量和磷积累量变化 |
| 2.3 叶片和根系亚细胞组分磷含量变化 |
| 2.3.1 叶片亚细胞组分磷含量 |
| 2.3.2 根系亚细胞组分磷含量 |
| 2.3.3 叶片和根系亚细胞组分磷分配比例 |
| 2.4 叶片和根系磷形态 |
| 2.4.1 叶片磷形态 |
| 2.4.2 根系磷形态 |
| 2.4.3 叶片和根系磷形态分配比例 |
| 3 讨论 |
| 3.1 水蓼生长对高磷处理的响应 |
| 3.2 水蓼体内亚细胞组分磷分布特征 |
| 3.3 水蓼体内磷形态特征 |
| 4 小结 |
| 第四章 矿山生态型水蓼根际土壤化学特性研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试验设计与处理 |
| 1.3 样品采集与制备 |
| 1.4 测定项目及方法 |
| 1.5 数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 高磷处理对生物量和磷积累量的影响 |
| 2.1.1 生物量 |
| 2.1.2 磷积累量 |
| 2.2 高磷处理对根际磷组分的影响 |
| 2.3 高磷处理对根际有效磷含量和pH的影响 |
| 2.4 高磷处理对根际磷酸酶和植酸酶活性的影响 |
| 2.5 水蓼根际土壤生物化学性质与磷组分的关系 |
| 3 讨论 |
| 3.1 土壤磷组分变化特征 |
| 3.2 土壤pH、磷酸酶和植酸酶活性变化特征 |
| 4 小结 |
| 第五章 矿山生态型水蓼根际微域土壤细菌群落结构特征研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 样品采集 |
| 1.2 样品处理与制备 |
| 1.3 水蓼根际微域土壤细菌群落研究 |
| 1.3.1 土壤细菌基因组DNA的提取 |
| 1.3.2 PCR扩增 |
| 1.3.3 PCR产物纯化 |
| 1.3.4 文库构建和上机测序 |
| 1.3.5 下机数据预处理 |
| 1.4 数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 土壤细菌群落多样性 |
| 2.2 土壤细菌群落组成 |
| 2.3 土壤细菌群落多样性的影响因子 |
| 2.4 土壤细菌群落组成的影响因子 |
| 3 讨论 |
| 3.1 水蓼根际微域土壤细菌群落多样性与组成 |
| 3.2 水蓼根际微域土壤优势细菌群落的差异 |
| 3.3 水蓼根际微域土壤细菌群落多样性与组成的影响因子分析 |
| 4 小结 |
| 第六章 矿山生态型水蓼内生细菌鉴定与促生特性研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 样品采集与处理 |
| 1.2 水蓼可培养内生细菌的分离与鉴定 |
| 1.2.1 植物样品表面消毒 |
| 1.2.2 可培养内生细菌的分离与纯化 |
| 1.3 内生细菌的高磷耐性检测 |
| 1.4 耐高磷内生细菌的16S rDNA序列分析 |
| 1.4.1 DNA提取 |
| 1.4.2 PCR扩增 |
| 1.4.3 序列分析 |
| 1.5 耐高磷内生细菌的促生特性检测 |
| 1.5.1 培养基 |
| 1.5.2 产吲哚乙酸(IAA)能力测定 |
| 1.5.3 产铁载体能力测定 |
| 1.5.4 溶磷特性分析 |
| 1.6 数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 矿山生态型水蓼内生细菌耐高磷检测及其群落组成 |
| 2.1.1 内生细菌分离与高磷耐性检测 |
| 2.1.2 耐高磷内生细菌群落组成分析 |
| 2.2 耐高磷内生细菌促生特性 |
| 2.2.1 菌株产IAA、铁载体和固体溶磷能力 |
| 2.2.2 液体溶磷能力和培养液pH变化 |
| 2.2.3 磷酸三钙培养液中有机酸变化 |
| 2.2.4 植酸钙镁培养液中磷酸酶活性变化 |
| 3 讨论 |
| 3.1 矿山生态型水蓼内生细菌分离与鉴定 |
| 3.2 矿山生态型水蓼内生细菌促生特性 |
| 3.3 矿山生态型水蓼内生细菌溶磷机理 |
| 4 小结 |
| 第七章 接种内生细菌对矿山生态型水蓼磷积累特性的影响 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试验设计与处理 |
| 1.3 样品采集与制备 |
| 1.4 测定项目及方法 |
| 1.5 数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 接种内生细菌对生物量的影响 |
| 2.2 接种内生细菌对叶片厚度的影响 |
| 2.3 接种内生细菌对磷富集系数和转运系数的影响 |
| 2.4 接种内生细菌对磷积累量的影响 |
| 2.5 接种内生细菌对根系形态的影响 |
| 3 讨论 |
| 4 小结 |
| 第八章 矿山生态型水蓼对磷过剩土壤中磷的提取潜力研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究区概况 |
| 1.2 供试材料 |
| 1.3 试验设计与处理 |
| 1.4 样品采集与制备 |
| 1.5 测定项目及方法 |
| 1.6 数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 矿山生态型水蓼干重 |
| 2.2 矿山生态型水蓼磷含量和磷积累量变化 |
| 2.3 种植前后土壤易溶性磷含量变化 |
| 2.3.1 水溶性磷 |
| 2.3.2 有效磷 |
| 2.4 矿山生态型水蓼对土壤中磷的提取潜力 |
| 3 讨论 |
| 3.1 畜禽粪便堆场土壤易溶性磷的变化 |
| 3.2 矿山生态型水蓼对畜禽粪便堆场土壤磷的提取潜力 |
| 4 小结 |
| 第九章 全文主要结论、创新点及研究展望 |
| 1 全文主要结论 |
| 2 创新点 |
| 3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（7）东南景天锌超积累组学分析与分子生态机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要缩略词表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 锌元素概况 |
| 1.2 超积累植物锌超积累生理及分子机制 |
| 1.3 景天科植物分类与演化 |
| 1.4 应用组学方法研究超积累植物超积累机制的研究进展 |
| 1.5 研究背景及意义 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 第二章 比较转录组研究两种生态型东南景天遗传差异研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.4 讨论 |
| 第三章 锌诱导条件下两种生态型东南景天转录组响应研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.4 讨论 |
| 第四章 锌诱导条件下两种生态型东南景天蛋白组响应研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.4 讨论 |
| 第五章 锌诱导下两种生态型东南景天代谢组响应研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.4 讨论 |
| 第六章 锌诱导下两种生态型东南景天组学综合分析研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料和方法 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.4 讨论 |
| 第七章 主要研究结论、创新点与研究展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录1 六组比较中上调与下调最显着的100个差异表达转录本并集列表(其他与未鉴定功能转录本分组) |
| 附录2 差异表达蛋白并集列表(其他与未鉴定功能蛋白分组) |
| 附录3 差异累积代谢物并集列表(其他与未鉴定代谢通路分组) |
| 攻读博士学位期间的主要成果 |
（8）普陀山苔草（Carex putuoshanensis sp.）和金叶苔草（Carex evergold）铅锌富集及谷胱甘肽表达研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 1 国内外研究现状 |
| 1.1 重金属污染土壤的生态修复方法 |
| 1.2 重金属污染土壤的植物修复 |
| 1.2.1 超富集植物 |
| 1.2.2 苔草 |
| 1.2.3 植物对重金属胁迫的响应机制 |
| 1.3 还原型谷胱甘肽和还原型谷胱甘肽合成酶 |
| 1.3.1 谷胱甘肽的合成与调控 |
| 1.3.2 谷胱甘肽对重金属胁迫的响应 |
| 1.3.3 谷胱甘肽的合成酶基因与植物重金属耐性 |
| 1.3.4 GCS基因的克隆及表达研究 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 主要试剂和主要仪器 |
| 2.1.3 培养基 |
| 2.1.4 引物 |
| 2.2 方法 |
| 2.2.1 苔草的处理与培养 |
| 2.2.2 苔草生长指标、铅锌含量及GSH含量的测定 |
| 2.2.3 苔草GCS基因的克隆 |
| 2.2.4 普陀山苔草和金叶苔草GCS基因序列分析 |
| 2.2.5 铅锌胁迫下苔草GCS基因的组织特异性表达 |
| 2.3 数据处理与分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 苔草铅锌胁迫下的生长响应 |
| 3.1.1 普陀山苔草铅锌胁迫下的生长响应 |
| 3.1.2 金叶苔草的生长响应 |
| 3.1.3 两种苔草铅锌胁迫下的生长响应 |
| 3.2 苔草铅锌胁迫下的铅富集特征 |
| 3.2.1 普陀山苔草铅锌胁迫下的铅富集特征 |
| 3.2.2 金叶苔草的铅富集特征 |
| 3.2.3 两种苔草铅锌胁迫下的铅富集特征 |
| 3.3 苔草铅锌胁迫下的锌富集特征 |
| 3.3.1 普陀山苔草的锌富集特征 |
| 3.3.2 金叶苔草的锌富集特征 |
| 3.3.3 两种苔草铅锌胁迫下的锌富集特征 |
| 3.4 苔草铅锌胁迫下的GSH含量 |
| 3.4.1 普陀山苔草的GSH含量 |
| 3.4.2 金叶苔草的GSH含量 |
| 3.4.3 两种苔草铅锌胁迫下的GSH含量 |
| 3.5 苔草GCS基因的克隆与分析 |
| 3.5.1 普陀山苔草和金叶苔草总RNA提取及检测 |
| 3.5.2 普陀山苔草GCS基因(CpGCS)的克隆与分析 |
| 3.5.3 金叶苔草GCS基因(CeGCS)的克隆与分析 |
| 3.6 苔草铅锌胁迫下GCS基因的相对表达量 |
| 3.6.1 qRT-PCR体系建立 |
| 3.6.2 CpGCS基因的表达量 |
| 3.6.3 CeGCS的相对表达量 |
| 3.6.4 两种苔草铅锌胁迫下的GCS基因的表达量 |
| 3.7 苔草GSH的表达的分析 |
| 3.7.1 普陀山苔草GSH的分析 |
| 3.7.2 金叶苔草GSH的分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 苔草铅锌胁迫下的生长响应 |
| 4.2 苔草铅锌胁迫下的铅锌含量 |
| 4.3 苔草铅锌胁迫下的GSH含量 |
| 4.4 苔草铅锌胁迫下GCS基因的表达 |
| 4.5 苔草铅锌胁迫下GSH的表达 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（9）超积累植物东南景天根系对重金属的吸收积累及根际细菌群落特征（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要缩略词表 |
| 第一部分 文献综述 |
| 第一章 超积累植物对重金属的吸收及根际转化 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 超积累植物对重金属的吸收及影响因素 |
| 1.2.1 根系生长及构型 |
| 1.2.2 离子相互作用 |
| 1.2.3 根际环境 |
| 1.2.4 重金属形态 |
| 1.3 超积累植物对根际重金属形态转化的影响 |
| 1.3.1 根际环境的酸化 |
| 1.3.2 分泌植物螯合肽 |
| 1.3.3 根际微生物的作用 |
| 1.4 研究展望 |
| 第二章 超积累植物根际微生物与重金属的相互作用机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 根际微生物在植物修复重金属污染土壤中的作用机制 |
| 2.2.1 根际微生物对重金属的溶解 |
| 2.2.2 微生物对重金属的固定 |
| 2.2.3 根际微生物对植物的促生机制 |
| 2.3 重金属对根际微生物的影响 |
| 2.3.1 重金属对土壤微生物的毒性机制 |
| 2.3.2 重金属对微生物群落多样性和组成的影响 |
| 2.4 超积累植物根际微生物群落的研究方法及进展 |
| 2.5 研究展望 |
| 第三章 研究目的、内容与技术路线 |
| 3.1 研究目的及意义 |
| 3.2 研究内容 |
| 3.3 技术路线 |
| 第二部分 试验研究 |
| 研究Ⅰ 超积累植物东南景天根系对重金属镉/铅的吸收积累特征 |
| 第四章 东南景天根系对镉的吸收和积累特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 植物预培养 |
| 4.2.2 根系镉及相关元素的μ-XRF分布 |
| 4.2.3 根、茎、叶横切面中镉及相关元素的μ-XRF分布 |
| 4.2.4 XAS样品制备 |
| 4.2.5 根系镉形态的XAS测定 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 根尖镉的分布及与其它元素的相关性 |
| 4.3.2 镉在根尖不同部位的含量 |
| 4.3.3 侧根对重金属的吸收 |
| 4.3.4 根横切面中镉及其它元素的分布特征 |
| 4.3.5 根系中镉的结合形态 |
| 4.4 讨论 |
| 第五章 东南景天根系对铅的吸收和积累特征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 植物预培养及处理 |
| 5.2.2 植物铅含量测定 |
| 5.2.3 根系铅及相关元素的μ-XRF分布 |
| 5.2.4 根、茎横切面中铅及相关元素的μ-XRF分布 |
| 5.2.5 XAS样品制备 |
| 5.2.6 根系铅形态的XAS测定 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 根系和地上部铅的分配特点 |
| 5.3.2 铅在根系的分布及与其它元素的相关性 |
| 5.3.3 铅在根尖不同部位的含量 |
| 5.3.4 根横切面中铅及其它元素的分布特征 |
| 5.3.5 根系中铅的赋存形态 |
| 5.3.6 根系中铅赋存形态的微区变化 |
| 5.4 讨论 |
| 研究Ⅱ 超积累植物东南景天根际细菌群落与重金属镉/铅的相互作用 |
| 第六章 镉污染土壤中东南景天根际细菌群落结构特征 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 植物与土壤材料准备 |
| 6.2.2 盆栽试验 |
| 6.2.3 土壤采集,植物收获和元素测定 |
| 6.2.4 DNA提取,细菌16S扩增和MiSeq测序 |
| 6.2.5 16S测序数据分析和处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 植物生长与镉提取 |
| 6.3.2 细菌群落α-多样性 |
| 6.3.3 细菌群落结构 |
| 6.3.4 超积累东南景天根际特异细菌群落组成 |
| 6.3.5 关键细菌与土壤镉污染水平、植物生长和镉积累的相关性 |
| 6.4 讨论 |
| 第七章 铅污染土壤中东南景天根际细菌群落结构特征 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 植物与土壤材料准备 |
| 7.2.2 盆栽试验 |
| 7.2.3 土壤采集,植物收获和元素测定 |
| 7.2.4 DNA提取,细菌16S扩增和MiSeq测序 |
| 7.2.5 16S测序数据分析和处理 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 植物生长与铅提取 |
| 7.3.2 细菌群落α-多样性 |
| 7.3.3 细菌群落结构 |
| 7.3.4 超积累东南景天根际特异细菌群落组成 |
| 7.4 讨论 |
| 研究Ⅲ 复合重金属污染土壤中超积累植物东南景天根际微环境特征 |
| 第八章 镉铅等金属复合污染土壤中东南景天根际微环境特征 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 材料与方法 |
| 8.2.1 土壤、植物材料准备和盆栽试验 |
| 8.2.2 土壤采集、植物收获和土壤性质测定 |
| 8.2.3 根系μ-XRF样品制备及分析 |
| 8.2.4 DNA提取,细菌16S扩增和MiSeq测序 |
| 8.2.5 16S测序数据分析和处理 |
| 8.2.6 PICRUSt功能预测 |
| 8.3 结果与分析 |
| 8.3.1 植物生长和重金属提取 |
| 8.3.2 微生物生物量和酶活性 |
| 8.3.3 根际细菌群落结构 |
| 8.3.4 细菌群落结构与土壤环境变量的相关性 |
| 8.3.5 HE根际特异细菌 |
| 8.3.6 细菌群落的预测功能潜力 |
| 8.4 讨论 |
| 第九章 综合讨论与研究展望 |
| 9.1 综合讨论 |
| 9.2 主要创新点 |
| 9.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间主要成果 |
（10）广义景天属和蝇子草属耐受与富集重金属种质筛选及蝇子草属杂交初探（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1. 引言 |
| 1.1. 矿区土壤重金属污染概述 |
| 1.1.1. 矿区废弃地的生态破坏 |
| 1.1.2. 土壤重金属污染的特点 |
| 1.1.3. 我国土壤重金属污染现状 |
| 1.2. 污染土壤的植物修复 |
| 1.2.1. 污染土壤修复方法 |
| 1.2.2. 植物修复 |
| 1.2.3. 重金属超富集植物 |
| 1.3. 研究的目的和意义 |
| 1.3.1. 广义景天属植物的研究背景和意义 |
| 1.3.2. 蝇子草属植物的研究背景和意义 |
| 1.3.3. 雄性不育 |
| 1.4. 研究内容 |
| 1.5. 技术路线 |
| 2. 11种广义景天属植物的Cd耐性与积累特性研究 |
| 2.1. 材料与方法 |
| 2.1.1. 试验地概况 |
| 2.1.2. 试验方法 |
| 2.1.3. 样品处理及数据分析 |
| 2.2. 结果与分析 |
| 2.2.1. 对Cd的耐性评价 |
| 2.2.2. 对Cd的积累特性 |
| 2.2.3. 聚类分析 |
| 2.3. 讨论 |
| 3. 4种蝇子草属植物Zn、Cu、Pb、Cd耐性与积累特性研究 |
| 3.1. 材料与方法 |
| 3.1.1. 试验地概况 |
| 3.1.2. 试验方法 |
| 3.1.3. 样品处理及数据分析 |
| 3.2. 结果与分析 |
| 3.2.1. 耐性评价 |
| 3.2.2. 重金属吸积累量 |
| 3.2.3. 转移系数 |
| 3.3. 讨论 |
| 4. 叉枝蝇子草在Cd处理下的种子萌发及生理试验 |
| 4.1. 材料与方法 |
| 4.2. 结果与分析 |
| 4.2.1. 发芽试验 |
| 4.2.2. 根系有机酸的分泌与生理试验 |
| 4.3. 讨论 |
| 5. 蝇子草属植物的杂交试验 |
| 5.1. 材料与方法 |
| 5.2. 结果与分析 |
| 5.2.1. 花粉贮藏 |
| 5.2.2. 花粉活力与柱头可授性 |
| 5.2.3. 杂交试验 |
| 5.3. 讨论 |
| 6. 海滨蝇子草雄性不育研究 |
| 6.1. 材料与方法 |
| 6.2. 结果与分析 |
| 6.2.1. 雄性不育的形态表现 |
| 6.2.2. 可育花与雄性不育花柱头的生长与可授性 |
| 6.2.3. 可育花与不育花的交配方式及花期数量变化 |
| 6.3. 讨论 |
| 7. 结论 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
四、不同生态型植物对重金属的积累及耐性研究进展（论文参考文献）
- [1]SaPCR2和SaHMA2在超积累植物东南景天对锌吸收积累中的调控作用[D]. 林佳宇. 浙江大学, 2020
- [2]苍耳锰耐性的生理机制及转录组学研究[D]. 潘高. 中南林业科技大学, 2020(05)
- [3]超高含量重金属复合污染土壤中东南景天修复机制研究[D]. 何婷婷. 武汉理工大学, 2020(08)
- [4]黄花草对锰胁迫生理生态适应性的研究[D]. 肖泽华. 中南林业科技大学, 2020(02)
- [5]不同品种龙葵对重金属镉的富集能力与耐性机理研究[D]. 杨春燕. 陕西科技大学, 2020(02)
- [6]矿山生态型水蓼磷富集特征及机理研究[D]. 叶代桦. 四川农业大学, 2019
- [7]东南景天锌超积累组学分析与分子生态机制研究[D]. 杨倩颖. 浙江大学, 2018(05)
- [8]普陀山苔草（Carex putuoshanensis sp.）和金叶苔草（Carex evergold）铅锌富集及谷胱甘肽表达研究[D]. 马建玲. 四川农业大学, 2018(01)
- [9]超积累植物东南景天根系对重金属的吸收积累及根际细菌群落特征[D]. 侯丹迪. 浙江大学, 2017(02)
- [10]广义景天属和蝇子草属耐受与富集重金属种质筛选及蝇子草属杂交初探[D]. 吴彬艳. 北京林业大学, 2016(08)