一、林木菌根对重金属的抗性及解毒机理的作用（论文文献综述）
张怡悦[1]（2021）在《金/铁矿区土壤-植物体系铅锌同位素特征及微生物演化机制》文中认为露天金属尾矿中残留的重金属通过风蚀、水蚀等途径向环境中扩散。为了探究废弃尾矿周边的生态环境污染问题,本研究以典型金/铁矿区土壤-植物（猪毛菜）体系为研究对象,利用铅同位素技术对重金属污染源进行源解析;通过同位素分馏效应揭示锌在土壤-植物体系迁移转化过程;基于高通量测序、宏基因组学和代谢组学等技术,探究寡营养闭库铁尾矿库中自然定居植物—猪毛菜的生存策略,阐明尾矿土壤-猪毛菜体系微生物群落组成特征及演化过程,揭示尾矿土壤-微生物-猪毛菜相互作用机制。主要研究结果如下:（1）土壤、猪毛菜的重金属污染具有空间分布特异性。表层土壤中Pb、Zn、Cu、Cd、Cr、Ni、As 以及 Hg 的平均含量分别为 29、124、42、0.47、103、39、7.64以及0.05 mg/kg,总体上呈轻度污染,其中矿业活动密集区呈中度到重度污染。土壤-猪毛菜体系中重金属主要分布于根际土及叶片,猪毛菜对重金属的富集系数为Cr>Zn>Pb>Cu>Fe>Cd,转移系数为Fe>Cd>Zn>Cu>Pb>Cr。（2）矿区206Pb/207Pb及208Pb/206Pb的变化范围分别为:土壤1.10-1.18,2.10-2.19;尾矿 1.04-1.09,2.24-2.32;植物 1.11-1.16,2.11-2.20。尾砂是土壤及植物根部铅的最主要来源,其中对土壤铅的贡献率为43%-75%,对植物铅的贡献率为32%-50%。（3）猪毛菜地上部分富集锌的轻同位素,δ66/64Zn为-0.25%o;地下部分富集锌的重同位素,δ66/64Zn为0.17%o。锌在土壤根际迁移过程、根系吸收过程以及根部向地上部位转运过程均发生了同位素分馏效应,三种过程的Δ66/64Zn 分别为 0.26%o、-0.16%o以及 0.16%o。（4）重金属（Cu、Fe、Zn、Pb）显着影响微生物的群落结构和多样性。土壤-猪毛菜体系的核心功能菌群普遍具有重金属抗性,演化形成的核心功能菌群主要包括Pantoea等溶磷菌、Methylobacterium和Sphingomonas等有机物降解菌、Rhizobium等固氮根瘤菌。（5）贫瘠铁尾矿库微生物-猪毛菜演化过程为:猪毛菜产生有机酸及类黄酮素等代谢产物以吸引促生菌到根部定殖,根际促生菌分泌吲哚乙酸（IAA）、合成铁载体等促进植物生长,内生菌则通过遗传增强后代对矿山环境的适应性,从而形成微生物-猪毛菜互惠共生体。
代梦迪[2]（2021）在《稻镰状瓶霉Falciphora oryzae抵御生物胁迫和非生物胁迫的机理研究》文中研究指明内生真菌是至少生活史的一部分能侵染定殖在健康植物组织中,宿主无明显病症的一类真菌。内生真菌在与植物互作的过程中,产生了许多有意义的生物学功能。首先部分内生真菌的定殖会诱导植物产生系统抗病性,从而抵抗病原真菌、病毒、细菌等的侵害。同时,它产生的一些毒素,可以防止宿主免受食草动物、昆虫的取食。当植物面临非生物胁迫,如旱涝、重金属或高低温等,内生真菌可以通过调控植物的生理生化反应来帮助其渡过不良环境。另外,它可以产生一些代谢产物,用于肿瘤药物的开发,比如说紫杉木霉开发的紫杉醇,还可以促进植物的生长,增产增效。本课题组主要围绕着抗生物胁迫和抗非生物胁迫两个方面,通过从疣粒野生稻根部分离鉴定,获得内生真菌菌株,其中就有一株暗色有隔内生真菌稻镰状瓶霉（Falciphora oryzae）,前期研究工作已经成功建立了稻镰状瓶霉与水稻的共培养体系,通过共培养体系进行稻镰状瓶霉-水稻共生体响应生物与非生物胁迫的机理研究。抗生物胁迫中我们主要是以抗病原菌为主,即内生真菌与植物共生以后是如何引起系统免疫抗性,从而抵御病原菌的侵染。效应蛋白在调控微生物与植物互作中发挥着重要的作用,其中由含有CFEM结构域的蛋白介导的侵染是互作关系建立的基础,但对其研究尚处于探索阶段。本项目研究了CFEM蛋白在稻镰状瓶霉与水稻共生体系、稻瘟病菌与水稻致病体系中的生物学功能,全面解析了CFEM蛋白对生物胁迫的调控机制,明确CFEM蛋白的空间定位,从而揭示了CFEM蛋白调控植物与真菌互作关系的分子机制。抗非生物胁迫中我们主要以耐重金属镉（Cd）胁迫为研究对象。目前,镉污染是一个非常严重的环境问题,镉大米问题也屡见不鲜。因此我们通过研究稻镰状瓶霉耐重金属镉胁迫的分子机制,包括解析稻镰状瓶霉在提高水稻耐镉胁迫方面的生物学功能,来探索稻镰状瓶霉独立响应镉胁迫的潜质,结合蛋白组学和分子生物学技术完成对稻镰状瓶霉中参与调控耐镉胁迫的关键基因的功能分析,进一步阐明稻镰状瓶霉提高水稻耐镉胁迫的分子机理。获得的主要研究结果如下:1.初步筛选出效应蛋白FoCcw14。通过生物信息学分析鉴定出了37个分别包含Lys M、Chitin-binding、Cutinase、CFEM结构域的候选效应蛋白。然后通过在烟草瞬时表达和前期表达量测定,鉴定出FoCcw14作为重点研究蛋白来进行后续的生物学功能分析。2.FoCcw14的生物学功能。FoCCW14的缺失会导致突变体菌株在高渗胁迫下敏感,同时通过FM4-64和CMAC染色,发现突变体的液泡的形态和数量受到严重影响。在突变体中,液泡数量较多,液泡体积较小,较难进一步融合形成较大的液泡形态。3.ΔFoCcw14在水稻根部的定殖模式。ΔFoCcw14突变体菌株在水稻根部定殖量减少。通过将定殖15 d后的水稻根部进行横切和纵切,显微镜下观察发现,与野生型的侵染模式相同,突变体依然是从根毛的基部开始侵染,但是在根毛基部的侵染菌丝明显少于野生型。与此同时,在水稻根部细胞中扩展的菌丝也比野生型少。通过将水稻根部进行纵切我们可以看到,野生型中GFP标记的菌丝最终会到达皮层和内皮层中,而突变体GFP标记的菌丝只在表皮层扩展,无法进入到水稻细胞内部。4.FoCcw14影响水稻的系统抗性。与突变体ΔFoCcw14共生的水稻在进行稻瘟病菌孢子悬浮液喷洒实验以后,叶片出现典型的纺锤状病斑。而与野生型共生的水稻叶片上,病斑小且少。与突变体ΔFoCcw14共生的水稻叶片的发病率比与野生型共生的水稻叶片的发病率高15%。同时,与突变体ΔFoCcw14共生的寄主植株体内的CAT和SOD含量都有一定程度的减少。5.Os GLP2在水稻中的作用。通过酵母双杂交和BiFC等方法鉴定出FoCcw14在水稻中的互作蛋白Os GLP2,Os GLP2在野生型侵染水稻根部早期高表达。通过获得Os GLP2的突变体（Os GLP2-RNAi）并进行稻瘟病菌接种试验,发现在ΔFoCcw14-水稻共生系统中,Os GLP2-RNAi植株比野生型ZH11更感病。6.稻镰状瓶霉对重金属Cd的吸收和积累。稻镰状瓶霉能够在较高浓度的Cd胁迫下生长,同时通过液泡和厚垣孢子来结合和隔绝Cd2+,并通过提高抗氧化水平来中和Cd的毒性。7.稻镰状瓶霉提高水稻对Cd的耐受性。稻镰状瓶霉与水稻共生时,通过将Cd吸收和固定到菌丝的液泡中来减轻Cd对于水稻的毒性,提高水稻对Cd的耐受性,剩余少量的Cd2+可能进入根中并转移到芽中。8.FoSyn1在耐Cd性中的作用。通过蛋白质组学分析鉴定出一个SNARESyntaxin1蛋白FoSyn1（g5337）在Cd胁迫下显着上调表达,FoSYN1的缺失会导致稻镰状瓶霉对Cd的耐受性下降,同时会影响厚垣孢子的形成,阻碍液泡的融合而影响液泡的扩大。ΔFoSyn1接种的水稻在Cd胁迫下出现了发育不良,株高显着降低的现象,影响了共生体系中水稻对Cd的耐受性。
耿鑫鑫[3]（2021）在《番茄（Lycopersicon esculentum Mill.）Cd胁迫应答基因SlUDP的克隆与功能鉴定》文中提出近年来,我国重金属镉（Cd）污染土地面积日益增多,Cd是一种剧毒重金属,是生物非必要元素之一,被国际癌症研究中心（IARC）等国际组织列为环境风险首要控制元素之一。茄科植物番茄（Lycopersicon esculentum Mill.）在世界范围内广泛种植,在世界蔬菜作物中占有重要地位。然而,随着化肥、农药等应用日益增多,土壤中重金属残留的问题逐渐突出。番茄受到重金属的毒害作用后表现出生长发育缓慢、叶片枯黄等生理障碍。重金属胁迫环境严重制约了番茄的安全生产,因此挖掘番茄耐重金属胁迫相关基因尤为重要。糖基转移酶是多糖合成的关键酶,同时也是催化糖基反应的酶,在非生物胁迫下发挥着重要的作用,主要调节激素稳态、次生代谢、抗逆性等。植物糖基转移酶在植物逆境研究中具有重要意义,其通过一系列的蛋白质修饰参与了植物体对非生物胁迫的抵抗作用。本实验室前期通过RNA-Seq测序技术筛选获得一个番茄糖基转移酶基因受到Cd胁迫诱导上调表达,因此本试验对该基因进行进一步的研究,结果如下:（1）番茄SlUDP基因的克隆及生物信息学分析首先利用同源克隆法获得UDP全长的c DNA序列,进行生物信息学分析。结果显示,SlUDP蛋白质二级结构主要由α-螺旋、β-折叠和延伸链等构成,系统进化树分析发现,SlUDP与甜辣椒的亲缘关系最近,其次是马铃薯和花叶烟草,支持率达到98%。（2）Cd胁迫下番茄SlUDP基因的表达模式分析通过实时荧光定量PCR对SlUDP基因在不同时间、不同浓度重金属Cd胁迫条件下的表达模式进行分析,结果显示,该基因在番茄各组织部位均有表达,且在叶中表达量最高,为主茎中表达量的8.4倍。（3）番茄SlUDP基因在酿酒酵母中功能鉴定将SlUDP基因载体转入酵母感受态INVSC1中获得重组酵母,通过对其进行不同浓度的Cd处理,发现重组酵母提高了Cd的耐受性,在100μmol/L处理时对照在稀释1000倍下菌落未发现生长,而INVSC1-p YES2-SlUDP在菌落仍可以生长,结果显示SlUDP基因能提高重组酵母对重金属Cd胁迫的耐受性。初步鉴定了SlUDP基因与重金属Cd胁迫的功能,为研究SlUDP基因在拟南芥中的作用提供了一定的基础。（4）过表达SlUDP基因拟南芥在重金属Cd胁迫下的功能鉴定对过表达SlUDP基因拟南芥T3代植株进行Cd胁迫处理,分别对其种子萌发率、成株表型、根长、胁迫相关生理指标和基因表达量进行分析。利用不同浓度（40μmol/L、60μmol/L、80μmol/L）的Cd Cl2处理,结果表明,在80μmol/LCd Cl2处理下,第3 d过表达拟南芥的萌发率可达35%,而野生型拟南芥的萌发率只接近15%。土培拟南芥过表达植株的存活率达到50%以上,而野生型拟南芥的存活率不足10%。并对拟南芥可溶性糖、MDA、POD、SOD进行了检测,结果发现,转基因拟南芥的可溶性糖、MDA、POD、SOD的含量显着高于野生型,说明转基因株系能够通过调节体内可溶性糖、MDA、POD、SOD的含量来响应胁迫,提高植株对Cd胁迫的耐性。为了进一步研究SlUDP基因在Cd胁迫中的作用,选取了与重金属转运相关基因检测其表达量。结果显示,过表达拟南芥中ZIP1、IRT1和CSD1基因的表达量显着高于WT。因此我们进一步推测SlUDP基因通过活性氧清除系统和金属离子转运相关途径提高植株对Cd胁迫的耐受性。
吉巧玲[4]（2021）在《多功能复合菌群的构建及其在强化蓖麻修复铅锌污染土壤中的应用研究》文中指出植物修复重金属污染土壤是公认的成本低廉、绿色环保、无二次污染的有效方法之一。然而,目前用于修复的植物往往存在存活率低、生长缓慢、生物量低等问题。植物-微生物联合修复技术运用于修复重金属污染土壤能提高植物修复的效率,并己成为当下研究重点。大量研究表明,单一的微生物存在稳定性差、难与土着微生物竞争、修复效率效果不明显的问题;植物促生菌株可以通过固氮、溶磷、产生植物激素（IAA、ACC等）能有效缓解植物重金属毒害,提高植物抗逆性。结合以上特点,构建生态结构相对稳定、具有多功能的高效微生物菌群是近年研究的新趋势。己有研究表明,将不同功能类型的植物根际微生物进行组合,更有利于增强复合型污染土壤的修复效果。因此,本研究从铅锌尾矿的先锋植物根际土中分离、筛选出78株根际微生物,通过耐受性实验、生理生物性能以及拮抗性实验分析,然后选取5株菌株构建了多功能复合菌群（M）,最后将多功能复合菌群接种于蓖麻根际土壤,考察强化蓖麻对铅锌污染土壤的修复效果。本试验结果表明:（1）随着土壤负荷增加,土壤中酸可提取态含量增加;多功能复合菌群和生物炭的联合（MB）配施比单独添加多功能复合菌群、生物炭（B）的处理组中的酸可提取态含量高;多功能复合菌群通过活化重金属离子来促进植物对重金属的吸收;（2）在相同处理组的不同处理下,根系发育MB>M>B>自然土（CK）;单一胁迫下不同浓度处理中,出现“低促高抑”的现象,且Pb为300mg/L时根系发育最佳,Zn为200-400 mg/L时根系发育最佳;（3）添加M、B均能改变土壤养分及结构,提高蓖麻的生物量;在相同浓度处理组下,添加M的效果比添加B的效果更好。（4）多功能复合菌群的添加提高了植物体内重金属含量,且植物地上部分对Zn的吸收含量较Pb有明显提高,说明多功能复合菌群的添加提高了植物地上部分吸收重金属的能力,且Zn的转运能力比对Pb的转运能力强。（5）植物根际微生物群落的组成是由非生物环境因素及其生物群落之间的复杂的相互作用决定的,添加M、B均能改变土着微生物群落中不同微生物数量,使原优势物种数量减少,其他物种增加。
郁培义[5]（2020）在《褐环乳牛肝菌（Suillus luteus）强化马尾松修复污染土壤铅锌效应及机理》文中研究表明马尾松（Pinus massoniana Lamb.）,松科常绿乔木,中国南部主要材用及荒山绿化造林重要树种。该树种抗逆性强,根系发达,且易形成外生菌根,而外生菌根菌可通过多种作用方式,促进植物生长和对重金属的吸收,提高植物对重金属污染的修复效率,使其成为重金属污染矿区植物修复的先锋树种。为了解马尾松—菌根菌联合修复重金属污染土壤的潜力、修复机制与机理,以期为植物-菌根菌联合修复重金属污染土壤实践应用提供基础理论与技术指导,本文以马尾松及其重要共生菌褐环乳牛肝菌（Suillus luteus）为研究对象,从个体生长形态结构变化,生理生化特性及其分子水平探讨菌根菌、马尾松个体及其共生体系对重金属胁迫的响应规律及调控机理。主要研究结果如下:1、采用扫描电镜及X射线能谱仪、原子吸收法等分析方法,测定分析重金属Pb、Zn胁迫下褐环乳牛肝菌菌丝体的生长、形态结构变化、对重金属Pb、Zn吸附和富集能力、菌体抗氧化能力以及有机酸分泌等内容。结果表明:褐环乳牛肝菌对Pb和Zn均具有较强的抗性和吸附富集能力,且对Zn耐受性强于Pb。Pb胁迫浓度为50、200、500 mg/L时,褐环乳牛肝菌丝体生物量较对照分别降低了 41.46%、51.22%和75.61%;相同浓度Zn胁迫下,菌丝体生物量较对照降低了 25%-60%。菌丝吸附和富集Pb和Zn后,菌丝体结构明显遭到破坏,利用X射线能谱仪（EDS）进行元素扫描发现,Pb和Zn的质量分数分别为4.6%和1.9%。不同浓度（50、200、500mg/L）Pb、Zn胁迫下褐环乳牛肝菌对Pb的富集量分别为35.56 μg/g,165.88 μg/g和188.57 μg/g;Zn的富集量分别为312.2μ g/g、343.2μg/g和425.56 μ g/g。同时,菌丝培养液具有较强的抗氧化和自由基清除能力,总体抗氧化能力（ABTS）与不同浓度Pb浓度呈显着负相关（R=-0.74）,不同浓度的Zn处理均明显提高了褐环乳牛肝菌菌体SOD、CAT以及自由基清除能力。不同浓度重金属Pb和Zn处理下培养液pH值均明显低于对照,主要与酒石酸和草酸的分泌量有关。2、采用盆栽构建马尾松-外生菌根菌共生体系,观测分析褐环乳牛肝菌对重金属Pb、Zn胁迫下马尾松种子萌发、幼苗生长、幼苗生理生化特性及根际土壤重金属形态的影响。结果显示:1)褐环乳牛肝菌菌丝可以缓解重金属毒性,促进马尾松种子萌发。Pb浓度达到800mg/kg时,未接菌处理种子丧失萌发力,而接菌种子萌发率仍有36.67%;低浓度Zn有利于提高马尾松种子的发芽率,Zn浓度为400mg/kg时,接菌处理马尾松种子的发芽率最高达86.67%,而未接菌种子萌发率仅为60%左右;2)接种外生菌根菌能促进马尾松幼苗生长与根系发育。Pb胁迫浓度为0、50、200、500mg/kg时,菌根化幼苗的株高分别比不接菌幼苗增加了 10.27%、19.68%、4.67%和12.43%;不同浓度Zn胁迫下,接菌处理比不接菌增加16.86%、17.31%、8.57%和7.07%。接菌幼苗的地径、根冠比均较不接菌幼苗显着增加,同时,促进根系发育、提高根系活力,如不同浓度Zn胁迫下,接菌幼苗侧根数较未接菌幼苗增加了 5.70%-107.1%,根系活力较未接菌幼苗提高23.74%-163.62%;3)接种外生菌根菌可以提高细胞渗透调节物质含量,如游离脯氨酸、可溶性糖和可溶蛋白含量,提高POD和SOD氧化酶活性,以及叶绿素含量,降低丙二醛含量。而丙二醛含量与苗高、根系菌丝侵染率、类胡萝卜素含量、根系活力和POD活性之间呈极显着的负相关关系,相关系数分别为:-0.709,-0.784,-0.802,-0.699和-0.734;4)接种外生菌根菌后马尾松根际土壤重金属化学形态发生变化。与未接菌相比,菌根化马尾松幼苗根际土壤酸溶态Pb含量明显增加,可还原态和残渣态Pb含量降低;酸溶态Zn含量升高,可还原态Zn降低,可氧化态Zn呈先上升后下降的趋势;Pb和Zn复合胁迫下以酸溶态和残渣态为根际土壤重金属主要形态。3、基于马尾松根系和叶的RNA-Seq转录组测序,比较分析接菌与未接菌马尾松幼苗在重金属胁迫下的差异表达基因,结果表明:重金属胁迫下菌根化马尾松幼苗叶片和根系转录组测序产生了 606,276,306bp高质量clean reads,共得到309,172条Unigene,对其进行差异基因筛选,共发现28,414个差异基因。其中,上调基因11023条,下调基因17391条。差异基因GO功能注释结果表明接菌马尾松幼苗叶片的DEGs主要参与生物过程,分子功能主要为离子结合和催化反应。接菌马尾松根系差异基因除了以上功能外,参与的生物过程还包括防御响应、胁迫信号的接收及传导和氧化防御酶系统等相关功能。差异基因通过KEGG代谢途径注释,综合分析菌根化马尾松Pb和Zn吸收转运、外排及抗氧化酶关键基因表达模式及其通路,初步确定了重金属在菌根化马尾松体内转运相关调控基因,即重金属跨膜运载蛋白家族ZIP、YSL、NRAMP和TGA相关的基因、参与调控重金属外排的ABC转运家族蛋白基因以及PCs、MTP和BIP3等代谢过程的关键基因、菌根化马尾松响应胁迫的抗氧化机制酶（SOD、POD和CAT）相关基因,以及渗透保护物质相关的基因PROT1,PERK13和HSP83等。RT-qPCR验证结果表明利用RNA-Seq技术对重金属胁迫下菌根化马尾松转录组测序以及差异基因的筛选是可行的。4、利用Illumina Miseq高通量测序平台,采用高通量测序16 s rRNA和18s rRNA,综合分析铅锌尾矿区共生体系根际土壤理化性质及重金属在植物体内富集迁移能力及其土壤微生物多样性及群落结构变化,探讨共生系统对矿区重金属耐受机理及富集潜能以及对重金属污染土壤环境的适应性。主要研究结果:1)接种外生菌根菌马尾松根际土壤总碳/总氮、水分含量、有效氮、磷、钾均显着高于未接种外生菌根真菌马尾松根际土（p<0.05）,而土壤pH、容重以及土壤重金属含量呈现相反的趋势;2)接种外生菌根菌马尾松根系中积累的重金属明显高于未接种处理,而在茎叶呈相反的趋势（p<0.05）。土壤细菌群落隶属于23门,70纲,115目,201科,363属。接种或不接种外生菌根菌以及裸土中的细菌群落结构差异明显,但根际土和非根际土无明显差异,LEFSe分析表明,Acidobacteria,Actinobacteria 和 Proteobacteria 是导致这种差异的优势菌群。3)对接种和未接种外生菌根菌马尾松根际土壤真菌群落研究表明,根际土壤真菌隶属6个门,25纲,65目,115科,150属,其中,优势门为 Chytridiomycota（50.49%）,Ascomycota（38.54%）和 Basidiomycota（9.02%）,接种处理Suillus,Paraglomus,Agaricus和Tulasnella的相对丰度最高。接种外生菌根菌后群落结构发生了显着变化,这与土壤含水量、碳氮比、容重、速效钾和土壤酶呈极显着的相关关系有关。综上所述,本研究阐明了褐环乳牛肝菌对重金属Pb和Zn具有较强的耐受性以及吸附富集能力、促进了马尾松生长、生理生化抗性、重金属在植物体内转运调控关键基因的表达以及改善矿区植物根系土壤微环境,促进植物的生长适应性。为利用外生菌根-植物联合修复技术在矿区中的应用提供理论和技术支撑。
卢妮妮[6]（2020）在《杉木根际丛枝菌根真菌群落特征及对幼苗生长的影响》文中研究表明杉木林在大面积种植时,林下土壤质量下降问题也越来越明显。针对杉木林经营中存在的问题,营造混交林被认为是解决问题的关键措施。目前多是通过表型特征来判断混交树种,对与林木存在相互依赖的微生物群落的研究尚不充分。因此,本文通过提取不同生长阶段下、不同林分类型中、天然林中的杉木细根中的丛枝菌根（AM）真菌DNA,利用Illumina高通量测序获得AM真菌的基因序列,对其进行聚类划分成可操作单元（operational units,简称OTU）,并与Gen Bank和Maar j AM数据库进行比对,分析了杉木的AM真菌群落特征,以及其与林木生长和环境因子之间的关系。同时,以杉木不同生长阶段根际土壤为AM真菌添加剂,研究了AM真菌对杉木幼苗生长的影响。研究为解决人工杉木纯林地力衰退、杉木混交树种的选择提供了依据。主要研究结果如下:（1）杉木林中的丛枝菌根真菌资源丰富,囊括了球囊霉目（Glomales）、原囊霉目（Archaeosporales）和多孢囊霉目（Diversisporales）3个目,球囊霉科（Glomeraceae）、原囊霉科（Archaeosporaceae）、无梗囊霉科（Acaulosporaceae）、巨孢囊霉科（Gigasporaceae）和多孢囊霉科（Diversisporaceae）5个科,球囊霉属（Glomus）、原囊霉属（Archaeospora）、无梗囊霉属（Acaulospora）、巨孢囊霉属（Gigaspora）、多孢囊霉属（Diversispora）和盾巨孢囊霉属（Scutellospora）6个属。其中,球囊霉属占主要地位。（2）杉木在不同的生长阶段拥有不同的丛枝菌根真菌群落。幼龄杉木的丛枝菌根真菌群落与其他生长阶段时的丛枝菌根真菌群落存在显着差异。杉木在近熟阶段时,其根际的丛枝菌根真菌数目最多。成熟阶段（32年）的杉木的丛枝菌根真菌群落最稳定,说明林木成熟时其伴生的微生物群落也最稳定。（3）不同森林类型下的微生物群落间存在显着差异。与纯林相比,混交林的丛枝菌根真菌的种类和数量较少,说明林分类型的改变会引起林下微生物群落的变化。杉木×马尾松混交林中杉木的生长落后于杉木×毛竹混交林,由于马尾松是外生菌根树种,而毛竹根际有丛枝菌根真菌共生,这种现象说明树种的共生依赖于其根际微生物群落的共生。（4）与人工杉木林相比,天然杉木林的丛枝菌根真菌群落更为丰富。盾巨孢囊霉属的真菌只在天然杉木林中出现,说明盾巨孢囊霉属的真菌可能是人工杉木林近自然经营的关键种群。（5）杉木幼苗的地径在18月龄时开始出现显着地生长,杉木的苗高、根长和生物量在杉木幼苗早期生长不明显,直到13月龄时开始发生显着增加。说明在幼苗时地径的生长较缓慢,幼苗的生长集中体现在高度和生物量两个方面。在AM真菌侵染宿主植物的根系后,宿主植物的生长出现显着的变化。其中,地径、苗高和根长的变化在幼苗早期（7月龄）较明显,之后生长的差异减小。而幼苗的生物量积累在接种AM真菌后始终存在显着性地增加。不同AM真菌群落对幼苗的地径、苗高和根长的影响没有显着的差异,只对幼苗的生物量积累存在显着差异。（6）植物年龄、林分类型及周围的环境因子均与AM真菌群落的变化密切相关。
郭堤[7]（2020）在《密旋链霉菌Act12强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤及其机理研究》文中认为植物修复被认为是一种环境友好、美观、非侵入性、节能且经济有效的技术。如何强化修复植物吸收重金属或者提高其生长速度/生物量成为国内外科研工作者所探索的一个热点问题。向重金属污染土壤中接种微生物强化植物提取过程的工作引起了研究者的广泛关注。然而,放线菌作为土壤中三大微生物类群之一,常被用于植物促生和病虫害生物防治方面的研究,而关于其应用于土壤修复的研究鲜有报道。本论文通过系统地对雪里蕻的Cd、Zn耐受性及富集特性、菌肥复合强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤（植物生理生化响应、土壤理化性质、微生物群落及修复效率）和Act12强化植物修复技术初步机理进行研究,为雪里蕻修复Cd、Zn污染场地提供基础理论依据,为土壤重金属微生物强化植物修复技术提供科学技术参考。主要研究结果如下:（1）通过不同浓度梯度Cd、Zn胁迫下雪里蕻种子萌发及不同栽培方式下（土培和砂培）雪里蕻生长试验对雪里蕻Cd、Zn的耐受性及富集转运特性进行了研究。结果表明,雪里蕻种子发芽率受到Cd、Zn胁迫的抑制,在18.3～37.8%之间;低浓度的Cd、Zn胁迫一定程度上促进了雪里蕻侧根的生长,但随着Cd、Zn浓度的不断升高雪里蕻生物量呈持续降低趋势;雪里蕻植株内Cd、Zn含量随生长基质中Cd、Zn浓度的增加呈线性增长趋势。土培雪里蕻植株内Cd、Zn的最高富集浓度分别为79.9和3318mg kg-1,而砂培雪里蕻植株内Cd、Zn的最高富集浓度分别为129和5195mg kg-1;雪里蕻对Cd、Zn具有较强的耐受性和富集转运能力,具有修复Cd、Zn污染土壤的潜力。（2）研究了不同浓度的EDTA单施或与柠檬酸（CA）和草酸（OA）联合强化雪里蕻植物提取的效率。结果表明,土壤中Cd和Zn的有效性因螯合作用而提高;雪里蕻中Cd和Zn的含量分别比对照提高了1.70、2.15倍（茎叶）和1.93、2.70倍（根系）,然而植物茎叶和根系干重显着降低,分别为4.13～9.91和0.21～0.77g pot-1;螯合剂处理提高了雪里蕻苯丙氨酸解氨酶、多酚氧化酶、过氧化氢酶的活性,而降低了过氧化物酶的活性;总的来说,采用螯合剂的施用提高了雪里蕻修复冶炼厂污染土壤的效率,其顺序为:EDTA>EDTA+CA≈EDTA+OA>CK。（3）研究了施用Act12和堆肥对土壤肥力、Cd/Zn有效性及对雪里蕻植物提取效率的影响。结果表明,堆肥的施用相比对照降低了土壤p H值,同时显着提高了土壤的电导率（7.0倍）、速效磷（10.8倍）、有效钾（2.81倍）、溶解性有机碳（5.22倍）、有机质（4.93倍）,与土壤脲酶（4.39倍）、脱氢酶（45.0倍）和碱性磷酸酶（123.9倍）的活性;Act12的接种提高了土壤的肥力,并提高了土壤中Cd和Zn的溶解性,从而提高了植物对Cd和Zn的吸收;复合施用堆肥和Act12具有协同作用,能够显着提高植物提取效率,Cd和Zn的金属提取量相比对照最高分别提高了9.64和11.4倍。（4）盆栽试验条件下,接种Act12后雪里蕻生物量和叶绿素含量均有所提高,而硫处理后茎叶鲜重、叶绿素a和叶绿素b含量分别下降了57.8%、38.2%和40.7%;硫的施用促进了丙二醛的产生,比对照提高了18.4～33.6%,过氧化物酶和超氧化物歧化酶活性均得到提高,而过氧化氢酶活性在Act12处理下受到抑制;硫与Act12联合施用显着提高了地上部和根系中Cd和Zn的浓度,而各处理下金属提取量的大小顺序为:Act12>对照>Act12+硫;Act12接种显着提高了土壤脲酶（20.4%）和脱氢酶（58.5%）活性,而降低了碱性磷酸酶（68.0%）活性（P≤0.05）;土壤小分子有机酸产量由高到低依次为甲酸>草酸>苹果酸>丙酸;根际土壤细菌群落的组成在门和属的分类上变化趋势一致,硫处理提高了变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）以及硫杆菌属（Thiobacillus）（12.3倍）、假单胞菌属（Pseudomonas）（2.47倍）和地杆菌属（Pedobacter）（1.03倍）的相对丰度。（5）盆栽试验条件下,Act12联合Hoagland营养液、腐殖酸和泥炭能够显着提高雪里蕻叶绿素和可溶性蛋白含量,从而促进植物生长;多酚氧化酶和过氧化物酶的活性分别比对照降低了28.2～41.4%和15.2～59.4%,而过氧化氢酶活性则随着Hoagland营养液和腐殖酸的添加而降低;金属提取量反映植物提取效率由大到小顺序为Act12+Hoagland营养液>Act12+泥炭>对照>Act12+腐殖酸;Hoagland营养液、腐殖酸和泥炭处理下土壤酶活性分别比对照提高了0.53～0.62倍（脲酶）、2.11～5.68倍（脱氢酶）和1.21～4.69倍（碱性磷酸酶）;高通量测序共发现9个门和20个属为根际土壤优势细菌,其中变形菌门（Proteobacteria）和鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）相对丰度最高,而疣微菌门（Verrucomicrobia）和硝化螺菌属（Nitrospira）相对丰度最低。（6）Act12发酵液处理下雪里蕻种子的发芽率从37.8%提高到50.0%,雪里蕻茎叶生物量比对照有所增加,而对于根系发育的促进作用尤为显着,其主根和侧根面积和长度增加明显;随着Cd、Zn胁迫浓度的不断升高,Act12发酵液处理下雪里蕻种子的发芽率先升高(在Cd 5mg L-1、Zn 250mg L-1处理下达到最高,为63.3%)后降低,表明Act12发酵液提高了雪里蕻种子对于Cd、Zn胁迫的抗性;Act12发酵液对污染土壤中的Cd、Zn的浸提能力优于液体培养基,但次于1M NH4OAC溶液,表明Act12可提高土壤中Cd、Zn生物有效性。综合以上研究认为,密旋链霉菌Act12是一株颇具研究潜力的Cd、Zn污染土壤的生物修复剂,菌肥复合施用可在Cd、Zn污染土壤雪里蕻植物修复中发挥安全有效的强化作用。
滕泽栋[8]（2020）在《解磷菌协同铁基材料对铅污染土壤的修复作用及机制研究》文中进行了进一步梳理铅是一种生物蓄积性强、毒性持久的重金属,严重威胁人类健康和生态环境安全。解磷微生物可通过溶解难溶性磷与铅形成沉淀、分泌代谢产物与铅发生络合、改变铅形态等过程钝化铅。然而,单一的微生物修复技术存在微生物活性差、修复效率低等局限性。研究表明,微生物联合铁基材料是一种高效且生态环保的修复措施。因此,本研究以污染程度较为严重的重金属铅为研究对象,将解磷菌与铁基材料相结合用于铅污染土壤的修复,并系统解析了其钝化机制。主要研究结果如下:首先从重金属污染土壤中分离出解磷微生物,研究了不同解磷微生物的解磷能力及其对重金属的耐受程度,筛选了9株具有高铅抗性的解磷微生物,鉴定结果为4株非脱羧勒克菌、1株恶臭假单胞杆菌、3株黑曲霉和1株粒状青霉,其中铅对非脱羧勒克菌株L1-5（Leclercia adecarboxylata L1-5）的最小抑制浓度为8 mmol/L,且该菌株具有稳定的解磷能力,因此将其作为后续研究的主要菌株。此外,解磷细菌分泌的有机酸以乙酸为主,而解磷真菌以分泌葡萄糖酸为主,且分泌量远远高于解磷细菌。为了进一步明确解磷菌对铅胁迫的响应规律及对铅的钝化机制,从解磷能力、有机酸和磷酸酶分泌能力、胞外聚合物含量变化等方面探究了铅胁迫对解磷菌生长代谢的影响,并且探究了非脱羧勒克菌株L1-5的三层胞外聚合物对铅的钝化机理。结果表明铅胁迫会抑制非脱羧勒克菌的生长,导致体系可溶性磷含量降低,同时菌株分泌有机酸的种类和含量受到极大影响,柠檬酸和丁二酸的分泌量降低,酸性磷酸酶活性增强。铅胁迫下,各层胞外聚合物的分泌量也出现了不同程度增多或减少;菌体与铅溶液反应后,90%以上的铅离子主要分布在溶解性胞外聚合物中,而对于分离胞外聚合物后的菌体而言,其对Pb2+的钝化量仅占到5%;胞外沉淀、络合作用、静电吸附是解磷菌及胞外聚合物钝化铅离子的主要机制。针对解磷菌修复铅污染过程中活性受限问题,开展了以聚乙烯醇和海藻酸钠为包覆材料,以生物炭载零价铁为强化材料的固定化解磷菌小球的制备研究,并对影响材料性能的各种因素进行了条件优化,探讨了固定化解磷菌小球对土壤铅的钝化机制。制备的固定化解磷菌小球在铅胁迫下依然具有较好的解磷能力,当固定化解磷菌小球投加量为5%,初始铅离子浓度为1 mmol/L、初始p H为5、反应温度为30°C时,对铅离子的钝化率可达93%,并且其表面官能团羧基、羟基、酰氨基为吸附铅离子提供了位点,铅离子被转化为Pb5（PO4）3OH和Pb5（PO4）3Cl两种稳定的化合物。此外,固定化解磷菌小球模拟土壤修复实验表明菌群竞争作用使得假单胞菌属（Pseudomonas）、鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）和海洋菌属（Pontibacter）等成为优势菌群,土壤残渣态铅含量增加了64.85%,弱酸态铅含量也有少量增加,主要是因为土壤中可供释放的磷源不足所致。最后针对固定化解磷菌小球修复土壤铅污染时,土壤磷源不足的问题,开展了铁基含磷纳米材料的制备及性能优化研究,构建了解磷菌协同铁基含磷纳米材料修复体系,并进行了模拟土壤铅污染修复实验,探究了该体系对土壤铅形态转化的影响规律,并揭示了钝化机理。本研究所制备的铁基含磷纳米材料nZVI@C/P1呈核壳结构,其主要成分为nZVI、C、Fe4（P2O7）3和Fe3（PO4）2,该材料在酸性条件（p H=3～5）和较高的温度下（37°C）与解磷菌联合使用,均对Pb2+具有较高的钝化效率,最高可达100%。模拟土壤修复实验表明接种的非脱羧勒克菌株L1-5成为了优势种群,土壤残渣态铅从2%增加到了33%,并且可通过强化铁基含磷纳米材料中磷素释放,促进Pb10（PO4）6（OH）2、Ca2Pb8（PO4）6（OH）2和Pb5（PO4）3Cl的形成。毒性浸出实验中,解磷菌协同nZVI@C/P1修复后的土壤,浸出铅比空白降低了16.62%。由实验结果综合可知,该协同体系实现了高效钝化铅的目的,为土壤铅污染的修复提供了全新的途径。
张萌萌[9]（2020）在《孔雀草镉抗性内生细菌的筛选及其与镉作用特性的研究》文中研究表明内生细菌作为植物微系统的一个重要组成部分,长久以来与其构成了良好的共生关系。具有耐受、吸收重金属等优秀品质,在重金属污染修复方面展现出了无限潜能。开展内生细菌和重金属之间的互相作用特性研究,对推动内生细菌大范围地应用于重金属污染修复领域具备重大意义。孔雀草是Cd超积累植物,其内生细菌的多样性及其与重金属镉的互作效应未得到充分的研究。以从孔雀草植株分离得到的内生细菌作为研究对象,构建菌株的系统发育树,对孔雀草内生细菌的多样性展开分析,检测其耐重金属能力,开展耐重金属菌株与重金属镉相互作用研究,并分析其在不同环境条件下活化及吸附镉的特性。主要研究结果包括:1、16SrDNA序列分析表明,从孔雀草植株中分离获得的内生细菌隶属于10个属,分别是变形杆菌属（Proteus）、产碱杆菌属（Alcalligenes）、克雷伯菌属（Klebsiella）、假单胞菌属（Pseudomonas）、普罗威登斯菌属（Providencia）、赖氨酸芽孢杆菌属（Lysinibacillus）、短波单胞菌属（Brevundimonas）、无色杆菌属（Achromobacter）、芽胞杆菌属（Bacillus）、类香味菌属（Myroides）,Proteus和Pseudomonas为孔雀草内生细菌的优势属,分别占总数的21%和18%。不同组织部位中,以根部内生细菌分离率最高,以叶部内生细菌多样性最为丰富。2、从孔雀草不同组织分离获得的内生细菌耐受Cd能力大不相同,从植株根部分离得到的菌株中,菌株KG1、KG9、KG10表现出较强镉耐受能力;从叶部分离的菌株中,KY3在Cd2+1000mg/L胁迫时,依然保持较好的生物活性,其次,菌株KY2镉耐受能力也相对较强;而从茎部分离得到的菌株镉耐受能力均相对较弱。从根部分离得到的内生细菌无论是在数量上还是在镉耐受能力上都比茎、叶内生细菌有较好表现。3、四株菌株的生长曲线趋势大致相同,包括迟缓期、对数期和稳定期。温度对菌株生长的影响水平有差异,耐受温度变化能力表现为:KG10>KG7>KG9>KY8。菌株KG7、KG9、KG10和KY8的最适温度分别在18℃、30℃、30℃、38℃左右,在最适温度下,四株菌株产酸能力也较强。四株菌对酸碱度的适应范围较广,菌株KG7、KY8耐受不同pH能力更强。菌株KG7、KG9、KG10和KY8生长的初始最适pH值在7.2、7.2、8、6左右。4、菌株具备活化培养液中固态镉的能力,随着菌液pH值的降低,水溶态镉含量表现为不同程度的增加。菌株活化培养液中固态镉能力为:KY8>KG10>KG7>KG9,与菌株产酸能力实验结果大体相同,这表明菌株的活化能力可能主要与菌株的产酸能力有关。菌株也具备活化土壤中固态镉的能力,其活化能力与土壤污染程度有关,在50mg/kg镉污染的土壤中,菌株表现出的活化能力显着高于在100mg/kg镉污染土壤中的活化能力。实验结果表明KY8可用于进一步活化实验研究。5、菌株具备吸附培养液中Cd2+的能力,菌株到达吸附平衡用时均较快。菌株KG7、KG10的吸附能力较强,而菌株KG9和KY8的吸附能力较弱,此外,整个吸附过程可能涉及到胞外和胞内吸附的共同作用。KG10可用于进一步吸附实验研究。
许静[10]（2020）在《AM真菌与螯合剂强化盐生植物修复重金属污染盐渍化土壤的作用机理》文中研究表明近年来,随着城市化进程的加快、工业的发展和农用化学品的过量使用,导致包括中国在内的世界众多干旱、半干旱区土壤和沿海、河口滩涂土壤受到盐渍化和重金属污染的“双重”影响,重金属污染盐渍化土壤已成为世界性的环境问题。目前,利用盐生植物修复重金属污染盐渍化土壤具有良好的经济环境效应和应用前景,但存在对植物生长的毒害作用大和修复效率低的关键问题。研究显示,丛枝菌根（AM）真菌可增强植物对重金属或盐胁迫的抵抗,螯合剂可提高植物修复效率,但二者联合强化盐生植物修复重金属污染盐渍化土壤的作用及机理尚未见报道。本研究采用温室盆栽实验,模拟镉污染土壤(5 mg Cd·kg-1干土,Cd5S0)和镉污染氯化钠型盐渍化土壤(2.5 g NaCl·kg-1,Cd5S2.5),研究接种AM真菌Funneliformis mosseae（F.mosseae,Fm）和螯合剂(5 mmol·kg-1EDTA,10mmol·kg-1NTA,0.25 g·kg-1HA)对盐地碱蓬生长指标、地上部转录组学、根际细菌群落结构、土壤基本理化性质以及酶活性的影响,揭示AM真菌和螯合剂联合强化重金属污染盐渍化土壤的盐生植物修复效果及其作用机制。研究结果表明:（1）F.mosseae与盐地碱蓬根系成功建立共生关系,菌根侵染率在11.34%22.33%之间,添加三种螯合剂使Cd5S0处理组菌根侵染率显着下降37.30%49.22%。在Cd5S0处理组,接种F.mosseae与不接种处理相比盐地碱蓬地上部生物量显着增加3.87倍,EDTA和F.mosseae联合与EDTA处理相比地上部生物量显着下降61.90%。Cd5S2.5处理组,HA与F.mosseae联合与HA处理相比地上部和根部生物量显着下降81.80%和57.28%;NTA与F.mosseae联合与NTA处理相比,地上部和根部生物量显着增加287.50%和433.33%,地上部对N和P含量分别显着增加183.56%和291.82%,土壤碱性磷酸酶含量显着升高95.38%,地上部和根部Na+含量分别显着增加128.99%和842.86%,Cd2+含量显着增加236.62%和36.91倍。（2）盐地碱蓬根际细菌群落多样性分析表明:变形菌门（Proteobacteria）、厚壁菌门（Firmicutes）、放线菌门（Actinobacteria）和拟杆菌门（Bacteroidetes）为优势菌群,占细菌群落总量的74%88.6%。NTA与F.mosseae联合与NTA处理相比,能够降解NTA螯合剂的氨基杆菌属（Aminobacter）和常见根际促生菌短波单胞菌属（Brevundimonas）、芽孢杆菌属（Bacillus）、节杆菌属（Arthrobacter）的平均相对丰度升高。土壤pH和速效K为细菌群落结构变化主要驱动因子。（3）盐地碱蓬地上部转录组学测序分析结果显示:NTA与F.mosseae联合与NTA处理相比共获得585条差异表达基因,其中上调基因293条,下调基因292条。根据GO、KEGG富集分析显示,植物MAPK信号通路（pathway id:map04016）和植物信号转导通路（pathway id:map04075）中抗氧化胁迫、激素信号调控和胁迫耐受等基因发生显着变化以应对重金属污染盐渍化土壤胁迫。研究结果表明,仅NTA与F.mosseae联合强化盐地碱蓬修复Cd污染盐渍化土壤的效果要优于单独施用螯合剂。二者联合可显着改善盐地碱蓬的生长和对Na+与Cd2+的积累,促进对矿质营养元素的吸收,增加根际促生细菌丰富度,并诱导盐地碱蓬地上部调控抗氧化酶、耐盐和耐重金属蛋白的基因表达来缓解Cd或NaCl对盐地碱蓬的胁迫毒性。本研究结果可为重金属污染盐渍化土壤盐生植物修复的强化措施研究提供基础数据和理论依据。
二、林木菌根对重金属的抗性及解毒机理的作用（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、林木菌根对重金属的抗性及解毒机理的作用（论文提纲范文）
（1）金/铁矿区土壤-植物体系铅锌同位素特征及微生物演化机制（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 矿山开采引起的环境污染 |
| 2.1.1 金属矿山开采及尾矿 |
| 2.1.2 尾矿的环境危害 |
| 2.1.3 废弃尾矿库的生态恢复 |
| 2.2 铅锌同位素在环境研究中的应用 |
| 2.2.1 铅同位素在环境研究中的应用 |
| 2.2.2 锌同位素在环境研究中的应用 |
| 2.3 矿山环境微生态研究 |
| 2.3.1 矿山环境微生物群落结构及多样性 |
| 2.3.2 组学技术分析环境微生物潜在功能活性 |
| 2.3.3 植物-微生物的相互作用 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.1.1 研究区域背景介绍 |
| 3.1.2 铁尾矿库自然定居植物 |
| 3.2 研究内容 |
| 3.3 技术路线 |
| 3.4 研究方法 |
| 3.4.1 样品的采集及预处理 |
| 3.4.2 化学前处理 |
| 3.4.3 环境因子分析测定 |
| 3.4.4 铅同位素分析测试 |
| 3.4.5 锌同位素分析测试 |
| 3.4.6 土壤肥力评价方法 |
| 3.4.7 重金属污染评价方法 |
| 3.4.8 微区X射线荧光分析 |
| 3.4.9 DNA提取与检测 |
| 3.4.10 高通量测序及宏基因测序 |
| 3.4.11 代谢物分析测试及数据预处理 |
| 3.4.12 数值计算及统计分析 |
| 3.5 实验试剂及设备 |
| 3.5.1 实验试剂及试剂盒 |
| 3.5.2 实验设备 |
| 4 土壤-植物重金属污染特征 |
| 4.1 采样区详情 |
| 4.2 表层土壤及尾矿重金属含量分布特征 |
| 4.2.1 土壤及尾矿理化性质及肥力 |
| 4.2.2 重金属含量分布特征 |
| 4.2.3 重金属含量相关性分析 |
| 4.2.4 重金属污染评价 |
| 4.3 琉璃河沿岸植物重金属含量分布 |
| 4.3.1 植物元素重金属空间分布特征 |
| 4.3.2 植物根/茎/叶重金属含量分布特征 |
| 4.4 重金属在土壤-猪毛菜体系中的迁移机制 |
| 4.4.1 土壤-猪毛菜体系重金属迁移特征 |
| 4.4.2 土壤-猪毛菜体系重金属含量相关性分析 |
| 4.5 小结 |
| 5 土壤-猪毛菜体系铅锌同位素特征 |
| 5.1 表层土壤及尾矿铅同位素特征 |
| 5.1.1 土壤及铁尾矿的铅同位素组成 |
| 5.1.2 表层土壤重金属污染源解析 |
| 5.2 猪毛菜体系铅同位素特征 |
| 5.2.1 猪毛菜铅同位素特征值 |
| 5.2.2 植物(猪毛菜)污染源解析 |
| 5.3 土壤-猪毛菜体系锌同位素特征 |
| 5.3.1 土壤-猪毛菜体系锌同位素组成及分馏特征 |
| 5.3.2 锌同位素在矿山环境中溯源的可行性 |
| 5.4 小结 |
| 6 尾矿土壤-猪毛菜微生物群落结构研究 |
| 6.1 微生物群落结构 |
| 6.1.1 Alpha多样性指数分析 |
| 6.1.2 Beta多样性分析 |
| 6.1.3 群落组成分析 |
| 6.2 物种差异分析及功能物种比较 |
| 6.2.1 细菌物种差异显着性分析 |
| 6.2.2 真菌物种差异显着性分析 |
| 6.2.3 功能物种比较分析 |
| 6.3 物种共现网络分析 |
| 6.3.1 共现网络拓扑特征分析 |
| 6.3.2 功能物种及关键物种分析 |
| 6.4 环境因子关联分析 |
| 6.4.1 环境因子与群落多样性 |
| 6.4.2 环境因子与群落组成分析 |
| 6.4.3 环境因子与功能物种关联分析 |
| 6.5 小结 |
| 7 尾矿土壤根际微生物-猪毛菜相互作用机理研究 |
| 7.1 根际微生物功能基因 |
| 7.1.1 固碳途径 |
| 7.1.2 氮循环 |
| 7.1.3 磷循环 |
| 7.1.4 重金属抗性基因 |
| 7.2 猪毛菜生长过程根系分泌物的演变 |
| 7.2.1 根系分泌物组成与HMDB分类 |
| 7.2.2 KEGG化合物分类与功能通路 |
| 7.2.3 不同生长阶段差异代谢物的筛选与聚类 |
| 7.3 根际微生物-猪毛菜相互作用 |
| 7.4 小结 |
| 8 总结 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（2）稻镰状瓶霉Falciphora oryzae抵御生物胁迫和非生物胁迫的机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.植物内生真菌概况 |
| 1.1 内生真菌的定义 |
| 1.2 内生真菌的分布 |
| 1.3 内生真菌的生物学功能 |
| 2.暗色有隔内生真菌(dark spetate endophyte, DSEs) |
| 2.1 发现与分布 |
| 2.2 形态与定殖 |
| 2.3 分类地位 |
| 2.4 生态功能 |
| 2.5 瓶霉属(Phialophora) |
| 2.6 稻镰状瓶霉 |
| 3.内生真菌与植物的互作 |
| 3.1 促进宿主的生长 |
| 3.2 帮助宿主适应外界温度 |
| 3.3 增强植物的抗病害胁迫 |
| 3.4 促进植物的抗非生物胁迫 |
| 3.5 互作中的信号途径 |
| 4.植物先天免疫系统 |
| 4.1 病原物相关分子模式触发的免疫反应 |
| 4.2 效应蛋白触发的免疫反应 |
| 5.本研究的研究目的和研究内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 供试植物 |
| 2.1.2 实验菌株和载体 |
| 2.1.3 实验所需培养基 |
| 2.1.4 实验所需缓冲液 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 生物信息学分析 |
| 2.2.2 突变体和回补菌株的获得 |
| 2.2.3 突变体表型分析 |
| 2.2.4 稻镰状瓶霉与水稻共培养后的生化分析 |
| 2.2.5 水稻互作蛋白的筛选和分析 |
| 第三章 ΔFoCcw14 筛选和功能分析 |
| 3.1 结果分析 |
| 3.1.1 ΔFoCcw14 的筛选 |
| 3.1.2 ΔFoCcw14 的功能分析 |
| 3.2 本章讨论 |
| 第四章 稻镰状瓶霉提高水稻对镉胁迫耐受性的研究 |
| 4.1 结果分析 |
| 4.1.1 稻镰状瓶霉对Cd的吸收和积累 |
| 4.1.2 稻镰状瓶霉提高水稻对Cd的耐受性 |
| 4.1.3 稻镰状瓶霉对于Cd的解毒机制 |
| 4.1.4 FoSyn1 影响厚垣孢子的形成、液泡的形态和Cd的积累 |
| 4.1.5 FoSyn1 影响菌丝中Cd的含量 |
| 4.1.6 FoSyn1 影响稻镰状瓶霉与水稻共生体系的Cd耐受性 |
| 4.2 本章讨论 |
| 第五章 创新工作与展望 |
| 5.1 创新工作 |
| 5.2 今后的工作 |
| 参考文献 |
| 附表 1 |
（3）番茄（Lycopersicon esculentum Mill.）Cd胁迫应答基因SlUDP的克隆与功能鉴定（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 重金属Cd污染研究现状 |
| 1.2 重金属Cd的危害及植物的解毒机理 |
| 1.2.1 重金属Cd对植物的危害 |
| 1.2.2 植物耐重金属胁迫的解毒机理 |
| 1.3 植物UDP-糖基转移酶的功能 |
| 1.3.1 糖基转移酶基因的发现 |
| 1.3.2 糖基转移酶家族的分类 |
| 1.3.3 UDP-糖基转移酶在非生物胁迫中的功能 |
| 1.4 研究的目的意义与技术路线 |
| 1.4.1 目的与意义 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 番茄SlUDP基因的克隆及生物信息学分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 材料 |
| 2.1.2 方法 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 番茄总RNA检测结果 |
| 2.2.2 SlUDP基因CDS区的获得 |
| 2.2.3 菌液PCR扩增及质粒双酶切鉴定 |
| 2.2.4 SlUDP基因的生物信息学分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 Cd胁迫下番茄SlUDP基因的表达模式分析 |
| 3.1 试验材料及试剂 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 主要试验仪器 |
| 3.1.3 试剂、酶和引物 |
| 3.2 方法 |
| 3.2.1 试验取材 |
| 3.2.2 番茄总RNA提取及cDNA获得 |
| 3.2.3 番茄不同组织器官及Cd胁迫下SlUDP基因的表达模式分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 SlUDP基因在番茄不同组织器官中的表达分析 |
| 3.3.2 不同浓度Cd处理下番茄SlUDP基因的表达模式分析 |
| 3.3.3 不同时间Cd处理下番茄SlUDP基因的表达模式分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 番茄SlUDP基因在酿酒酵母中功能鉴定 |
| 4.1 试验材料与试剂 |
| 4.1.1 菌种和质粒 |
| 4.1.2 主要试剂 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 酵母表达载体pYES2-SlUDP的构建 |
| 4.2.2 酵母表达载体的构建 |
| 4.2.3 重组质粒和pYES2质粒的酵母转化及鉴定 |
| 4.2.4 重组酵母的逆境胁迫试验 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 SlUDP基因酵母过表达载体的构建 |
| 4.3.2 SlUDP基因酵母重组子的获得 |
| 4.3.3 不同浓度Cd胁迫下重组酵母的抗逆性分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 拟南芥过表达SlUDP基因的Cd胁迫功能鉴定 |
| 5.1 材料与试剂 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 主要试剂 |
| 5.1.3 培养基 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.2.1 SlUDP基因植物过表达载体的构建与双酶切鉴定 |
| 5.2.2 农杆菌花序侵染法 |
| 5.2.3 拟南芥种子的收取与筛选 |
| 5.2.4 转基因拟南芥的鉴定 |
| 5.2.5 Cd胁迫下转基因拟南芥种子萌发及子叶转绿的表型分析 |
| 5.2.6 Cd胁迫下转基因拟南芥成苗的表型观察及根长测定 |
| 5.2.7 拟南芥Cd胁迫耐逆相关生理指标的测定 |
| 5.2.8 重金属胁迫下转基因拟南芥相关基因表达分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 植物表达载体双酶切鉴定 |
| 5.3.2 SlUDP过表达植株的筛选 |
| 5.3.3 转基因拟南芥的鉴定 |
| 5.3.4 Cd胁迫下SlUDP过表达拟南芥种子萌发率 |
| 5.3.5 Cd胁迫下SlUDP过表达拟南芥子叶转绿 |
| 5.3.6 Cd胁迫下SlUDP过表达拟南芥主根生长 |
| 5.3.7 Cd胁迫下SlUDP过表达拟南芥植株的生长表型 |
| 5.3.8 拟南芥Cd胁迫耐逆相关生理指标的测定 |
| 5.3.9 Cd胁迫下转基因拟南芥相关基因表达分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间所发表的学术论文 |
| 致谢 |
（4）多功能复合菌群的构建及其在强化蓖麻修复铅锌污染土壤中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 重金属污染土壤研究现状 |
| 1.1.1 重金属污染土壤的来源与分布现状 |
| 1.1.2 重金属污染土壤的危害 |
| 1.2 植物修复重金属污染土壤的研究进展及存在问题 |
| 1.3 能源植物作为重金属污染修复植物的研究现状及相关修复理 |
| 1.3.1 能源植物作为重金属污染修复植物的研究现状 |
| 1.3.2 能源植物蓖麻的概述 |
| 1.3.3 能源植物蓖麻在重金属污染土壤修复的研究现状及其相关机理 |
| 1.4 复合功能菌群在重金属污染治理中的应用及相关机理 |
| 1.4.1 微生物在重金属污染治理中的应用及其相关机理 |
| 1.4.2 复合功能菌群在重金属污染治理中的应用及其相关机理 |
| 1.4.3 植物与微生物联合修复技术的研究现状及相关机理 |
| 1.5 本文课题来源 |
| 1.6 本文研究目的与意义 |
| 1.7 本文研究内容 |
| 1.8 技术路线 |
| 第二章 矿区根际微生物的分离及铅锌高耐受菌株的筛选 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 矿区根际微生物的筛选分离与纯化 |
| 2.2.1 试验仪器 |
| 2.2.2 试验材料与试剂 |
| 2.2.3 试验方法 |
| 2.3 菌株铅锌耐受水平筛选及最小抑菌浓度测定 |
| 2.3.1 试验材料与试剂 |
| 2.3.2 试验方法 |
| 2.4 耐受菌种16s和ITS rRNA分子鉴定 |
| 2.4.1 试验材料与试剂 |
| 2.4.2 试验方法 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 矿区根际微生物的分离纯化与筛选 |
| 2.5.2 菌株铅锌耐受水平筛选及最小抑菌浓度测定 |
| 2.5.3 耐受菌种16s和ITS rRNA分子鉴定 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 菌株植物促生特性研究与复合菌群构建 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 菌株植物促生性能的筛选 |
| 3.2.1 试验材料与试剂 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.3 菌株去除重金属能力试验 |
| 3.3.1 实验材料 |
| 3.3.2 实验方法 |
| 3.4 菌株拮抗试验 |
| 3.4.1 试验材料 |
| 3.4.2 试验方法 |
| 3.5 结果与分析 |
| 3.5.1 植物根际微生物促生性能的测定 |
| 3.5.2 菌株对铅锌去除效果的研究 |
| 3.5.3 菌株拮抗结果分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 多功能复合菌群对铅锌胁迫下蓖麻生长发育的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 盆栽试验处理 |
| 4.2.2 试验分析指标 |
| 4.2.3 数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 多功能复合菌群对Pb、Zn单一胁迫和复合胁迫下重金属酸可提取态的影响 |
| 4.3.2 多功能复合菌群对Pb、Zn单一胁迫和复合胁迫蓖麻根系发育的影响 |
| 4.3.3 多功能复合菌群对Pb、Zn单一胁迫和复合胁迫对蓖麻鲜重、干重的影响 |
| 4.3.4 多功能复合菌群对Pb、Zn单一胁迫和复合胁迫重金属累积量的影响 |
| 4.3.5 单一铅胁迫下不同处理对微生物群落多样性的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 本研究创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附图A: 部分菌株的菌落形态 |
| 附图B: 植物根系发育图 |
| 附录A 缩略词表 |
| 附录B 硕士期间的主要研究成果 |
| 致谢 |
（5）褐环乳牛肝菌（Suillus luteus）强化马尾松修复污染土壤铅锌效应及机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染概况 |
| 1.1.1 土壤重金属的来源及现状 |
| 1.1.2 重金属的毒性 |
| 1.1.3 Pb/Zn污染对植物的伤害及机理研究 |
| 1.2 土壤重金属污染修复技术研究 |
| 1.2.1 物理修复技术 |
| 1.2.2 化学修复技术 |
| 1.2.3 生物修复技术 |
| 1.3 外生菌根真菌对植物修复重金属污染土壤的影响 |
| 1.3.1 外生菌根真菌对植物生长的影响 |
| 1.3.2 外生菌根强化植物重金属抗性的生理机制 |
| 1.3.3 外生菌根菌提高宿主植物重金属抗性的分子机制 |
| 1.3.4 外生菌根菌-褐环乳牛肝菌研究概况 |
| 1.4 马尾松重金属污染修复研究应用概况 |
| 1.4.1 马尾松生物学特性 |
| 1.4.2 马尾松生态适应性及其重金属修复研究现状 |
| 1.4.3 马尾松菌根化苗的研究应用现状 |
| 1.5 RNA-Seq转录组技术研究进展 |
| 1.5.1 RNA-Seq转录组技术简介 |
| 1.5.2 RNA-Seq转录组技术在植物中的应用 |
| 1.6 研究的目的及意义 |
| 1.7 研究内容 |
| 1.8 研究技术路线 |
| 2 褐环乳牛肝菌对重金属Pb/Zn的耐受性与抗性机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 实验仪器和设备 |
| 2.2.2 供试菌种 |
| 2.2.3 菌种制备 |
| 2.2.4 主要试剂及配置 |
| 2.2.5 培养基配置 |
| 2.2.6 褐环乳牛肝菌细胞提取液的制备与收集 |
| 2.2.7 观测内容与方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 重金属Pb和Zn对褐环乳牛肝菌菌丝体生长和形态结构的影响 |
| 2.3.2 褐环乳牛肝菌对重金属Pb和Zn的吸附富集作用 |
| 2.3.3 Pb和Zn胁迫对褐环乳牛肝菌有机酸分泌的影响及pH值的变化 |
| 2.3.4 Pb和Zn胁迫对褐环乳牛肝菌抗氧化能力的影响 |
| 2.3.5 Pb和Zn胁迫对褐环乳牛肝菌抗氧化酶活性的影响 |
| 2.4 小结与讨论 |
| 2.4.1 褐环乳牛肝菌对重金属Pb和Zn的耐受性与富集 |
| 2.4.2 褐环乳牛肝菌Pb/Zn胁迫下有机酸的分泌 |
| 2.4.3 褐环乳牛肝菌对重金属Pb和Zn胁迫的抗氧化防御能力 |
| 3 褐环乳牛肝菌-马尾松共生体系对铅锌耐受性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 材料 |
| 3.2.2 实验仪器和设备 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 马尾松幼苗观测内容与测定方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 褐环乳牛肝菌对马尾松种子萌发率的影响 |
| 3.3.2 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗生长的影响 |
| 3.3.3 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗根系结构与活力的影响 |
| 3.3.4 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗叶绿素含量的影响 |
| 3.3.5 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗抗氧化酶活性的影响 |
| 3.3.6 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗丙二醛含量的影响 |
| 3.3.7 褐环乳牛肝菌对马尾松渗透调节物质含量的影响 |
| 3.3.8 褐环乳牛肝菌对马尾松根际土壤生物可利用性重金属的影响 |
| 3.3.9 相关性分析 |
| 3.3.10 主成分分析 |
| 3.4 小结与讨论 |
| 3.4.1 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗生长、根系构型及光合色素的影响 |
| 3.4.2 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗膜系统的影响 |
| 3.4.3 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗抗氧化酶系统的影响 |
| 3.4.4 褐环乳牛肝菌对马尾松幼苗渗透调节物质累积的影响 |
| 4 铅锌胁迫下菌根化马尾松幼苗基因差异表达分析 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验仪器和设备 |
| 4.2.2 总RNA提取与测序文库构建 |
| 4.2.3 库检及测序 |
| 4.2.4 生物信息分析流程 |
| 4.2.5 差异基因筛选及功能注释 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 RNA质量的检测结果 |
| 4.3.2 转录组测序组装结果 |
| 4.3.3 马尾松幼苗RNA-seq的de novo组装 |
| 4.3.4 功能基因注释 |
| 4.3.5 差异表达基因筛选 |
| 4.3.6 差异基因功能注释 |
| 4.3.7 重金属耐受性调控相关基因表达分析 |
| 4.3.8 RT-qPCR验证 |
| 4.4 小结与讨论 |
| 4.4.1 重金属胁迫对菌根化马尾松幼苗主要代谢途径的影响 |
| 4.4.2 菌根化马尾松幼苗重金属转运调控相关基因表达模式 |
| 4.4.3 菌根化马尾松幼苗重金属外排调控相关基因表达模式 |
| 4.4.4 菌根化马尾松幼苗抗氧化酶及渗透调节物质的差异基因 |
| 5 褐环乳牛肝菌-马尾松共生对矿区污染土壤适应性及根际细菌群落的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验仪器设备 |
| 5.2.2 样地概况 |
| 5.2.3 实验设计及土壤采样 |
| 5.2.4 马尾松共生系统构建 |
| 5.2.5 土壤理化性质测定 |
| 5.2.6 DNA提取及高通量测序 |
| 5.2.7 测序序列分析 |
| 5.2.8 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 接菌对马尾松根际土壤理化性质的影响 |
| 5.3.2 接菌对马尾松体内重金属迁移转运的影响 |
| 5.3.3 马尾松根际土壤细菌群落结构分析 |
| 5.4 小结与讨论 |
| 5.4.1 矿区土壤理化性质和重金属含量变化 |
| 5.4.2 基于Illumina MiSeq测定细菌群落组成 |
| 5.4.3 细菌优势菌种与生境条件的相关性分析 |
| 6 外生菌根菌接种对矿区马尾松根际真菌群落多样性和结构的影响 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验仪器设备 |
| 6.2.2 样地概况 |
| 6.2.3 实验设计及土壤采样 |
| 6.2.4 马尾松共生系统构建 |
| 6.2.5 土壤理化性质测定 |
| 6.2.6 DNA提取和高通量测序 |
| 6.2.7 数据分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 稀释度曲线 |
| 6.3.2 真菌群落结构丰富度 |
| 6.3.3 真菌群落结构多样性 |
| 6.3.4 OTUs分类 |
| 6.3.5 接菌对马尾松根际土壤真菌优势菌群的影响 |
| 6.3.6 马尾松根际土壤真菌群落与环境因子冗余分析 |
| 6.4 小结与讨论 |
| 6.4.1 根际真菌多样性 |
| 6.4.2 关键优势种筛选 |
| 6.4.3 真菌群落结构与环境因子的相关关系 |
| 7 结论 |
| 8 创新点及待解决的问题 |
| 8.1 创新点 |
| 8.2 待解决的问题 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读学位期间的主要学术成果 |
| 致谢 |
（6）杉木根际丛枝菌根真菌群落特征及对幼苗生长的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 杉木人工林经营遇到的问题 |
| 1.1.2 目前的解决办法 |
| 1.1.3 研究局限 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤层在森林中的重要作用 |
| 1.2.2 菌根对植物的重要性 |
| 1.2.3 菌根的作用 |
| 1.2.4 AM真菌的分类及生态学意义 |
| 1.2.5 AM真菌群落研究技术进展 |
| 1.2.6 影响AM真菌群落的因子 |
| 1.2.7 研究AM真菌的长远意义 |
| 1.2.8 杉木林下AM真菌的研究进展 |
| 1.3 研究目的、研究内容及拟解决的科学问题 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 拟解决的关键问题 |
| 2 研究区概况与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 野外调查与采样 |
| 2.2.1 调查点分布 |
| 2.2.2 标准地调查与土壤样品采集 |
| 2.3 室内作业 |
| 2.3.1 根系DNA提取 |
| 2.3.2 AM菌根侵染率的测定 |
| 2.3.3 PCR扩增体系设置 |
| 2.3.4 纯化扩增产物 |
| 2.3.5 土壤理化性质分析 |
| 2.4 数据分析 |
| 2.4.1 高通量数据处理 |
| 2.4.2 数据统计分析 |
| 3 不同林分土壤作为AM真菌添加剂时对杉木幼苗生长的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 指标测定和数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 幼苗在不同根际土处理下的侵染率 |
| 3.3.2 不同苗龄的幼苗生长情况 |
| 3.3.3 不同AM真菌添加剂下幼苗的生长情况 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 不同生长阶段杉木纯林的AM真菌群落特征分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究材料和方法 |
| 4.2.1 样地设置和调查取样方法 |
| 4.2.2 室内样品处理方法 |
| 4.2.3 数据统计分析 |
| 4.3 研究结果 |
| 4.3.1 不同生长阶段的林分样地特征分析 |
| 4.3.2 不同生长阶段AM真菌群落变化 |
| 4.3.3 AM真菌群落与林分生长和环境因子间的冗余分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 不同林分类型人工杉木混交林的AM真菌群落特征分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 研究材料和方法 |
| 5.2.1 林分设置和取样方法 |
| 5.2.2 室内样品处理方法 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 研究结果 |
| 5.3.1 不同林分类型杉木混交林样地特征分析 |
| 5.3.2 不同林分类型杉木混交林的AM真菌群落特征 |
| 5.3.3 AM真菌与林木生长和土壤性质间的冗余分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 杉木天然林下的AM真菌群落特征分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 研究材料和方法 |
| 6.2.1 调查取样方法 |
| 6.2.2 样品室内处理和分析 |
| 6.2.3 数据分析 |
| 6.3 研究结果 |
| 6.3.1 天然林样地特征分析 |
| 6.3.2 天然林中AM真菌群落特征 |
| 6.3.3 AM真菌群落与林木生长和环境因子间的冗余分析 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 研究结论、创新点与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
（7）密旋链霉菌Act12强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤及其机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属的来源及危害 |
| 1.1.2 土壤重金属污染现状 |
| 1.2 重金属污染土壤的植物修复技术 |
| 1.2.1 植物修复的类型 |
| 1.2.2 超富集植物的选择 |
| 1.2.3 植物提取效率的影响因素 |
| 1.2.4 植物修复技术强化措施 |
| 1.3 植物促生根际微生物在植物提取技术中的应用 |
| 1.3.1 微生物对于重金属抗性/耐受性机理 |
| 1.3.2 微生物对植物的促生作用 |
| 1.3.3 微生物对植物抗重金属胁迫的作用 |
| 1.3.4 微生物强化植物修复技术的应用 |
| 1.4 立题依据与研究意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 第二章 雪里蕻对于Cd、Zn的耐性及富集特征研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料准备 |
| 2.1.2 不同栽培方式下雪里蕻Cd、Zn耐性及富集特性试验 |
| 2.1.3 Cd、Zn胁迫下雪里蕻种子萌发试验 |
| 2.1.4 植物指标的测定 |
| 2.1.5 土壤指标测定 |
| 2.1.6 植物提取指数计算 |
| 2.1.7 数据统计分析 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 对雪里蕻生长的影响 |
| 2.2.2 对雪里蕻叶片中叶绿素含量的影响 |
| 2.2.3 对雪里蕻叶片中可溶性蛋白含量的影响 |
| 2.2.4 对雪里蕻叶片中丙二醛和植物酶活性的影响 |
| 2.2.5 对雪里蕻中Cd、Zn含量的影响 |
| 2.2.6 对雪里蕻Cd、Zn富集和转运能力的影响 |
| 2.2.7 雪里蕻种子对于Cd、Zn胁迫的耐受性 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 EDTA及小分子有机酸强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料准备 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 植物指标的测定 |
| 3.1.4 土壤指标的测定 |
| 3.1.5 植物提取指数计算 |
| 3.1.6 数据统计分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 螯合剂对土壤中Cd和Zn有效性的影响 |
| 3.2.2 螯合剂对雪里蕻生长的影响 |
| 3.2.3 螯合剂对雪里蕻中抗氧化酶活性的影响 |
| 3.2.4 螯合剂对雪里蕻中Cd和Zn积累的影响 |
| 3.2.5 植物提取指数计算 |
| 3.2.6 相关性分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 Act12对土壤理化性质的影响及植物促生机理探讨 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料准备 |
| 4.1.2 土壤培养试验 |
| 4.1.3 盆栽试验 |
| 4.1.4 植物指标测定 |
| 4.1.5 土壤指标测定 |
| 4.1.6 植物提取指数计算 |
| 4.1.7 数据统计分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 对土壤速效磷和有效钾的影响 |
| 4.2.2 对土壤中溶解性有机碳和有机质的影响 |
| 4.2.3 对土壤酶活性的影响 |
| 4.2.4 对土壤中Cd和Zn有效性的影响 |
| 4.2.5 对雪里蕻生长的影响 |
| 4.2.6 对雪里蕻富集Cd和Zn的影响 |
| 4.2.7 植物提取指数计算 |
| 4.2.8 冗余分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 Act12 联合硫对雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料准备 |
| 5.1.2 试验设计 |
| 5.1.3 植物指标测定 |
| 5.1.4 土壤指标测定 |
| 5.1.5 植物提取指数计算 |
| 5.1.6 数据统计分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 对雪里蕻生长的影响 |
| 5.2.2 对叶片中叶绿素含量的影响 |
| 5.2.3 对丙二醛和植物酶的影响 |
| 5.2.4 对雪里蕻富集Cd和Zn的影响 |
| 5.2.5 植物提取指数计算 |
| 5.2.6 对根际土壤中有机酸含量的影响 |
| 5.2.7 对根际土壤酶活性的影响 |
| 5.2.8 对根际土壤微生物多样性的影响 |
| 5.2.9 对根际土壤微生物群落组成的影响 |
| 5.2.10 冗余分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 Act12 联合施肥措施对雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤的影响 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 试验材料准备 |
| 6.1.2 试验设计 |
| 6.1.3 植物指标的测定 |
| 6.1.4 土壤指标的测定 |
| 6.1.5 植物提取指数计算 |
| 6.1.6 数据统计分析 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 对雪里蕻生长的影响 |
| 6.2.2 对叶绿素含量的影响 |
| 6.2.3 对雪里蕻叶片丙二醛含量和酶活性的影响 |
| 6.2.4 对可溶性蛋白含量的影响 |
| 6.2.5 对雪里蕻中Cd、Zn含量的影响 |
| 6.2.6 植物提取指数计算 |
| 6.2.7 对根际土壤酶活性的影响 |
| 6.2.8 对根际土壤微生物多样性的影响 |
| 6.2.9 对根际土壤微生物群落组成的影响 |
| 6.2.10 相关性分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 Act12 促进雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤的初步机理研究 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 试验材料准备 |
| 7.1.2 Act12处理下雪里蕻种子萌发和植物生长试验 |
| 7.1.3 Act12 处理下雪里蕻种子Cd、Zn抗性试验 |
| 7.1.4 Act12 影响土壤中Cd、Zn有效性试验 |
| 7.1.5 数据统计分析 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 Act12发酵液对雪里蕻种子萌发和植物生长的影响 |
| 7.2.2 Act12 发酵液对雪里蕻Cd、Zn抗性的影响 |
| 7.2.3 Act12 发酵液对土壤中Cd、Zn有效性的影响 |
| 7.3 本章小结 |
| 第八章 总结与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（8）解磷菌协同铁基材料对铅污染土壤的修复作用及机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 土壤重金属污染概况及修复技术 |
| 1.2.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.2.2 土壤重金属形态分析 |
| 1.2.3 土壤铅污染修复技术概况 |
| 1.3 解磷微生物修复土壤重金属污染的研究进展 |
| 1.3.1 解磷微生物的种类及分布 |
| 1.3.2 解磷微生物的解磷机理 |
| 1.3.3 解磷微生物对土壤重金属污染的修复 |
| 1.4 微生物-铁基纳米材料及固定化技术修复土壤重金属污染的研究进展 |
| 1.4.1 微生物-铁基纳米材料联合修复土壤重金属污染 |
| 1.4.2 微生物固定化技术在土壤重金属污染修复中应用 |
| 1.5 研究目的及研究内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.2 研究区域概况 |
| 2.3 土壤样品采集与预处理 |
| 2.4 土壤重金属形态及理化性质分析 |
| 2.4.1 土壤重金属形态的分析 |
| 2.4.2 土壤理化性质测定 |
| 2.5 重金属抗性解磷微生物的筛选及其解磷机制 |
| 2.5.1 解磷微生物的分离及保存 |
| 2.5.2 解磷微生物的重金属最小抑制浓度分析 |
| 2.5.3 解磷微生物的鉴定 |
| 2.5.4 解磷微生物解磷能力分析 |
| 2.6 铅胁迫对解磷菌生长代谢的影响 |
| 2.7 解磷菌对铅的钝化能力 |
| 2.7.1 解磷菌对铅的吸附及富集作用 |
| 2.7.2 解磷菌胞外聚合物对铅的吸附及富集作用 |
| 2.8 固定化解磷菌-生物炭载零价铁小球的制备及其对土壤铅的钝化 |
| 2.8.1 生物炭负载零价铁的制备及表征 |
| 2.8.2 固定化解磷菌-生物炭载零价铁小球的制备及其对铅的钝化性能 |
| 2.8.3 固定化解磷菌小球对土壤铅的钝化性能研究 |
| 2.9 解磷菌-铁基含磷纳米材料对土壤铅的钝化性能 |
| 2.9.1 铁基含磷纳米材料的制备表征及优化 |
| 2.9.2 铁基含磷纳米材料对铅的钝化性能 |
| 2.9.3 不同因素对解磷菌-铁基含磷纳米材料钝化铅的影响 |
| 2.9.4 解磷菌-铁基含磷纳米材料修复土壤铅污染的模拟实验 |
| 2.10 数据处理 |
| 3 重金属抗性解磷微生物的筛选及性能表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 重金属抗性解磷微生物生境特征 |
| 3.2.1 土壤理化性质及重金属形态分布特征 |
| 3.2.2 土壤重金属有效性及其影响因素 |
| 3.3 高效解磷微生物的分离及形态特征 |
| 3.4 重金属抗性解磷微生物的筛选及对重金属的抗性 |
| 3.5 重金属抗性解磷微生物菌株的鉴定 |
| 3.6 重金属抗性解磷微生物的解磷能力及解磷机制研究 |
| 3.6.1 重金属抗性解磷微生物解磷能力 |
| 3.6.2 重金属抗性解磷微生物解磷机制探究 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 铅抗性解磷菌对铅的钝化能力及机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 铅胁迫对解磷菌生长及代谢的影响 |
| 4.2.1 铅胁迫对解磷菌生长的影响 |
| 4.2.2 铅胁迫对解磷菌有机酸分泌能力的影响 |
| 4.2.3 铅胁迫对解磷菌磷酸酶分泌能力的影响 |
| 4.2.4 铅胁迫对解磷菌胞外聚合物的影响 |
| 4.3 解磷菌及其代谢产物对铅的钝化能力 |
| 4.3.1 解磷菌及培养液对铅的钝化能力 |
| 4.3.2 解磷菌胞外聚合物对铅的钝化能力 |
| 4.4 解磷菌及代谢产物对铅的钝化机制探究 |
| 4.4.1 解磷菌菌体对铅的钝化机制 |
| 4.4.2 解磷菌胞外聚合物对铅的钝化机制 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 固定化解磷菌-生物炭载零价铁小球的制备及其对铅的钝化作用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 生物炭载零价铁的制备表征及性能初探 |
| 5.3 固定化解磷菌小球的制备 |
| 5.4 固定化解磷菌小球的解磷能力及其对铅的钝化性能 |
| 5.4.1 固定化解磷菌小球的解磷能力 |
| 5.4.2 固定化解磷菌小球对铅的钝化性能 |
| 5.4.3 固定化解磷菌小球对铅的钝化条件优化 |
| 5.4.4 固定化解磷菌小球对铅的钝化机理研究 |
| 5.5 固定化解磷菌小球对模拟污染土壤中铅形态的转化规律 |
| 5.5.1 固定化解磷菌小球对模拟修复土壤理化性质的影响 |
| 5.5.2 固定化解磷菌小球对模拟修复土壤中铅形态的转化 |
| 5.6 固定化解磷菌小球对模拟修复土壤微生物群落结构的影响 |
| 5.6.1 固定化解磷菌小球模拟修复土壤微生物群落组成差异分析 |
| 5.6.2 固定化解磷菌小球模拟修复土壤微生物群落与土壤理化性质和铅形态的关系 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化效果及机理研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 铁基含磷纳米材料的制备及表征 |
| 6.2.1 铁基含磷纳米材料的制备 |
| 6.2.2 铁基含磷纳米材料的表征 |
| 6.3 铁基含磷纳米材料对铅的钝化性能 |
| 6.4 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化 |
| 6.4.1 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化性能及影响因素 |
| 6.4.2 解磷菌-铁基含磷纳米材料对铅的钝化机制解析 |
| 6.5 解磷菌-铁基含磷纳米材料对模拟污染土壤中铅的钝化 |
| 6.5.1 解磷菌-铁基含磷纳米材料模拟修复土壤的铅形态转化规律 |
| 6.5.2 解磷菌-铁基含磷纳米材料模拟修复土壤微生物群落结构 |
| 6.5.3 模拟修复土壤微生物群落与土壤理化性质和铅形态关系 |
| 6.6 解磷菌-铁基含磷纳米材料处理铅污染土壤的毒性浸出研究 |
| 6.7 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 博士在读期间成果清单 |
| 攻读博士学位期间发表的主要论文 |
| 攻读博士学位期间申请的主要专利 |
| 致谢 |
（9）孔雀草镉抗性内生细菌的筛选及其与镉作用特性的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 镉及镉污染 |
| 1.1.1 镉 |
| 1.1.2 镉污染现状及危害 |
| 1.2 微生物—植物联合修复 |
| 1.2.1 超积累植物 |
| 1.2.2 强化植物修复的手段 |
| 1.2.3 微生物在强化植物修复中的潜能 |
| 1.3 特殊的功能微生物——内生细菌 |
| 1.3.1 内生细菌 |
| 1.3.2 内生细菌的多样性 |
| 1.3.3 内生细菌强化修复重金属污染研究进展 |
| 1.4 植物内生细菌强化重金属污染修复的机理研究 |
| 1.4.1 内生细菌的促生作用 |
| 1.4.2 内生细菌的氧化还原作用 |
| 1.4.3 内生细菌的活化/吸附作用 |
| 1.4.4 内生细菌提高宿主植物耐重金属胁迫能力 |
| 1.4.5 内生细菌具有抗性基因 |
| 1.5 本研究目的意义、内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 本研究的主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 孔雀草内生细菌的多样性与镉抗性分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料和方法 |
| 2.2.1 实验菌株 |
| 2.2.2 培养基与试剂 |
| 2.2.3 主要的仪器和工具 |
| 2.2.4 系统发育树分析 |
| 2.2.5 内生细菌的镉抗性检测 |
| 2.2.6 细菌的活化与保存 |
| 2.2.7 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 内生细菌多样性和系统发育分析 |
| 2.3.2 内生细菌镉抗性分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 镉抗性内生细菌的生物学特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料和方法 |
| 3.2.1 实验菌株 |
| 3.2.2 培养基与试剂 |
| 3.2.3 主要实验仪器和工具 |
| 3.2.4 内生菌株生长曲线的测定 |
| 3.2.5 环境条件对内生菌株生长的影响 |
| 3.2.6 数据分析 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 菌株的生长曲线分析 |
| 3.3.2 温度对菌株生长的影响 |
| 3.3.3 初始pH对菌株生长的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 镉抗性内生细菌与镉作用特性的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料和方法 |
| 4.2.1 实验菌株 |
| 4.2.2 培养基与试剂 |
| 4.2.3 主要实验仪器和工具 |
| 4.2.4 菌株产酸能力的检测 |
| 4.2.5 菌株产铁载体的检测 |
| 4.2.6 菌株对液体培养基中不溶性镉的活化 |
| 4.2.7 菌株对土壤中固态镉的活化 |
| 4.2.8 菌株对镉离子的吸附作用 |
| 4.2.9 数据分析 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 内生细菌的产酸能力 |
| 4.3.2 内生细菌产铁载体的能力 |
| 4.3.3 菌株活化液体培养基中不溶性镉的能力 |
| 4.3.4 菌株活化土壤中固态镉的能力 |
| 4.3.5 菌株吸附镉离子的能力 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（10）AM真菌与螯合剂强化盐生植物修复重金属污染盐渍化土壤的作用机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 重金属污染盐渍化土壤现状及研究进展 |
| 1.1.1 重金属污染盐渍化土壤现状 |
| 1.1.2 重金属污染盐渍化的危害 |
| 1.2 重金属污染盐渍化土壤主要治理措施 |
| 1.2.1 物理化学修复技术 |
| 1.2.2 植物修复技术 |
| 1.2.3 土壤修复强化技术 |
| 1.3 研究目的和内容 |
| 1.4 本课题研究的创新点 |
| 1.5 技术路线图 |
| 第二章 AM真菌与螯合剂强化盐地碱蓬修复Cd污染盐渍化土壤研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 培养基质 |
| 2.1.2 供试植物和菌种 |
| 2.1.3 实验设计 |
| 2.1.4 样品制备与分析测定 |
| 2.1.5 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 AM真菌与螯合剂对Cd污染盐渍土中盐地碱蓬菌根侵染率和植株生长的影响 |
| 2.2.2 AM真菌与螯合剂对Cd污染盐渍土中盐地碱蓬矿质营养元素吸收的影响 |
| 2.2.3 AM真菌与螯合剂对Cd污染盐渍土中盐地碱蓬离子平衡的影响 |
| 2.2.4 AM真菌与螯合剂对Cd污染盐渍土中盐地碱蓬根际pH、电导率和膜系统的影响 |
| 2.2.5 AM真菌与螯合剂对Cd污染盐渍土中盐地碱蓬抗氧化酶系统和渗透调节物质的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 AM真菌与螯合剂对Cd污染盐渍土中土壤性质及盐地碱蓬根际细菌群落结构的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 土壤样本采集 |
| 3.1.2 土壤样品分析 |
| 3.1.3 土壤样品DNA抽提、PCR扩增与Illumina Miseq测序 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 AM真菌与螯合剂对土壤理化性质及酶活性的影响 |
| 3.2.2 AM真菌与螯合剂对盐地碱蓬根际土壤细菌菌群组成及多样性影响分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 AM真菌与NTA对 Cd污染盐渍土中盐地碱蓬转录组学的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 取样 |
| 4.1.2 RNA提取与质检 |
| 4.1.3 RNA文库建立和测序 |
| 4.1.4 从头组装和评估 |
| 4.1.5 差异表达基因的分析 |
| 4.1.6 实时荧光定量PCR验证 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 AM真菌与NTA处理下盐地碱蓬地上部差异表达基因概况 |
| 4.2.2 AM真菌与NTA处理下盐地碱蓬地上部差异表达基因及其功能注释和富集 |
| 4.2.3 AM真菌与NTA处理下盐地碱蓬地上部关键基因表达分析 |
| 4.2.4 AM真菌与NTA处理下盐地碱蓬实时荧光定量PCR验证分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、林木菌根对重金属的抗性及解毒机理的作用（论文参考文献）
- [1]金/铁矿区土壤-植物体系铅锌同位素特征及微生物演化机制[D]. 张怡悦. 北京科技大学, 2021(08)
- [2]稻镰状瓶霉Falciphora oryzae抵御生物胁迫和非生物胁迫的机理研究[D]. 代梦迪. 浙江大学, 2021(01)
- [3]番茄（Lycopersicon esculentum Mill.）Cd胁迫应答基因SlUDP的克隆与功能鉴定[D]. 耿鑫鑫. 哈尔滨师范大学, 2021(08)
- [4]多功能复合菌群的构建及其在强化蓖麻修复铅锌污染土壤中的应用研究[D]. 吉巧玲. 中南林业科技大学, 2021
- [5]褐环乳牛肝菌（Suillus luteus）强化马尾松修复污染土壤铅锌效应及机理[D]. 郁培义. 中南林业科技大学, 2020(01)
- [6]杉木根际丛枝菌根真菌群落特征及对幼苗生长的影响[D]. 卢妮妮. 北京林业大学, 2020
- [7]密旋链霉菌Act12强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤及其机理研究[D]. 郭堤. 西北农林科技大学, 2020(03)
- [8]解磷菌协同铁基材料对铅污染土壤的修复作用及机制研究[D]. 滕泽栋. 北京林业大学, 2020(03)
- [9]孔雀草镉抗性内生细菌的筛选及其与镉作用特性的研究[D]. 张萌萌. 山东大学, 2020(10)
- [10]AM真菌与螯合剂强化盐生植物修复重金属污染盐渍化土壤的作用机理[D]. 许静. 内蒙古大学, 2020(01)