一、重金属污染土壤的微生物响应（论文文献综述）
张兆鑫[1]（2021）在《生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究》文中研究表明为解决传统的城市化发展导致的城市内涝和面源污染等环境问题、促进城市水环境提升及建立雨水资源的高效回用理念,近年来针对雨水管理设施的设计与应用已开展大量研究。在我国海绵城市建设中,低影响开发（Low impact development,LID）作为雨水径流的源头控制技术得到了广泛应用并得到推广。生物滞留系统作为LID的一种代表性技术,其应用较广泛,但目前针对生物滞留系统中污染物（特别是重金属和有机微污染物）累积特征及污染风险、运行过程中填料微生物群落演变、微生物生态系统（微生态系统）对污染物累积的响应机制等方面研究仍存在不足,需开展进一步探索与研究。本研究以西北典型缺水性城市——西安地区为研究区域,通过现场监测、室外试验、理论分析和数学模拟,对生物滞留系统污染物累积特征及微生态系统响应进行研究。通过现场监测,研究海绵城市试点区及校内雨水花园中污染物（碳氮磷和重金属）含量变化规律及微生物群落的演变过程,揭示运行时间、填料类型及排水方式等因素对雨水花园微生态系统稳定性的影响程度,分析海绵城市试点区道路植生滞留槽中多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的累积特征和生态风险;通过室外模拟配水试验,研究不同填料生物滞留系统运行下污染物累积的时空变化及对填料微生态系统的影响,明晰生物滞留系统污染物累积与优势微生物之间的关联性;结合理论分析与模型模拟,分析污染物对生物滞留系统填料微生态系统的影响过程,建立生物滞留系统污染物累积下微生态系统的响应机制,揭示生物滞留系统长期运行下典型PAHs的归趋过程。主要研究成果如下:（1）雨水花园在水量削减和水质净化效果上体现了较大的差异性。雨水花园中碳氮磷含量呈现出不稳定性,重金属含量均呈现出增加的趋势。雨水花园中累积的重金属存在一定的生态风险隐患。雨水花园中微生物多样性随着设施的运行呈现不断降低的趋势,且发现了以变形菌门（Proteobacteria）为主的10种优势菌种。随着设施运行时间的增加和雨水径流污染物的不断累积,微生物群落趋于单一,某些功能性微生物相对丰度不断降低乃至灭绝。重金属Cu和Zn与大多优势微生物关联性明显,雨水花园重金属累积极大程度上降低微生物多样性。填料为传统生物滞留填料（Bioretention soil media,BSM）的雨水花园中微生态系统稳定性最好,而填料为BSM+给水厂污泥（Water treatment residuals,WTR）的雨水花园微生态系统稳定性最差。（2）沣西新城海绵城市试点区内道路植生滞留槽中都存在一定程度的PAHs累积,且非汛期PAHs含量明显高于汛期。植生滞留槽中PAHs以4环为主,5～6环次之。以《GB36600-2018》作为评价标准,大多数道路中PAHs污染水平处于轻度污染状态。植生滞留槽中PAHs主要来源于煤和石油制品的燃烧及交通污染源等。植生滞留槽中累积的PAHs存在潜在生态风险,且尚业路生态风险远高于其余道路。植生滞留槽中的PAHs存在通过皮肤接触和误食土壤途径的潜在致癌风险,且汛期风险水平高于非汛期。非汛期植生滞留槽中的生物丰度和多样性较汛期明显降低,且汛期至非汛期PAHs含量增加程度越高,多样性降低幅度越大。（3）搭建了以种植土、BSM和BSM+5%WTR（质量比）为填料的生物滞留滤柱并开展了两阶段模拟配水试验。生物滞留滤柱在碳氮磷及重金属的负荷削减效果上基本呈现出BSM+WTR>BSM≥种植土,对PAHs负荷削减率均达到90%以上。碳氮磷及重金属在种植土及BSM+WTR累积程度较高,且大多数污染物在滤柱中呈现出上高下低的含量趋势。萘（NAP）、荧蒽（FLT）和芘（PYR）在滤柱中累积于填料上层10～40 cm处。改良填料生物滞留系统虽然具备更好的污染物吸附性能,但也导致了更多的污染物在填料中累积。（4）污染物的累积将导致微生物多样性大幅下降,特别是当改良填料生物滞留系统表现出较好的重金属和PAHs去除能力时,这两类污染物累积下微生物多样性处于较低的水平。生物滞留滤柱中Proteobacteria属于最优势菌种（相对丰度均>45%）,且由于PAHs的加入,第二阶段试验后滤柱中Proteobacteria丰度大幅增加（均>60%）。污染物累积会导致填料中适应低营养条件的细菌（如Sphingomonas）丰度降低,同时使可在污染物富集状态下良好生长的微生物（如Pseudomonas）丰度大幅增加。重金属和PAHs复合污染情况下对填料酶活性的胁迫作用远高于其余污染物,脱氢酶活性与PYR呈显着负相关、脲酶活性与NAP、PYR呈极显着负相关、酸性磷酸酶与NAP显着负相关。（5）通过响应曲面法,建立了生物滞留系统填料酶活性、微生物多样性和影响因素之间的定量耦合关系模型。揭示了生物滞留系统中微生态系统对污染物累积的响应机制。污染物累积下生物滞留系统填料中微生态系统的响应过程可分为污染物累积、微生物群落适应、微生物代谢变化和微生态系统反馈四个阶段。（6）利用HYDRUS-1D模型模拟了不同情景下生物滞留系统中PAHs的归趋行为。生物滞留系统中NAP降解速率优于FLT和PYR。在连续的模拟配水试验下,微生物的驯化过程导致PAHs并未体现出逐步累加的趋势,但这也意味着生物滞留系统中微生物群落将趋于降解PAHs的功能菌,微生物多样性和酶活性将处于较低的水平,微生态系统的稳定性较差。总体而言,生物滞留系统中存在明显的污染物累积现象,特别是重金属和PAHs等有害污染物。随着生物滞留系统的长期运行,污染物的累积对填料微生态系统存在明显的负面影响。因此,为维持生物滞留系统的微生态系统稳定性和长效运行,可采用填料更换、生物强化修复技术等外部干预的方式来提升生物滞留系统的生态稳定性和运行效率。
闫潇[2]（2021）在《湿法解毒后复溶铬渣堆场污染特征及复合微生物修复研究》文中研究指明铬及其化合物作为重要的工业原料广泛地应用于电镀、制革、印染、合金等行业。然而,铬盐生产过程中产生大量铬渣,铬渣无组织堆存和排放将形成大大小小的“铬渣山”,造成周边环境铬污染严重。我国历史遗留的铬渣堆场数量多且污染重。铬渣中的铬主要以Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）存在,其中Cr（Ⅵ）毒性大、易迁移和生物可利用性强,所以对铬渣处理的实质就是去除游离态Cr（Ⅵ）。目前,我国急需修复铬渣中的Cr（Ⅵ）关键技术。本文以青海某铬盐厂湿法解毒后铬渣堆场作为研究对象,针对该场区的Cr（Ⅵ）复溶,出现“返黄”现象,引起场区土壤的二次污染问题进行研究。通过调研场地污染特征,提出采用经济、环保和可持续的微生物修复技术处理湿法解毒后场地铬污染。通过选育具有修复功能微生物菌株,揭示了功能微生物修复铬污染的机理,并以实现场区铬污染的现场修复为目标,进行了系统的研究,确定了微生物技术对铬渣堆场修复的可行性,为类似场地的修复提供了实验基础和工艺思路。本研究获得的主要研究成果如下:（1）选育了 4株具有修复功能的微生物菌株。通过场地调研,在查清铬渣堆场污染特征的基础上,对铬渣样品的进行高通量测序,确定属地存在能够去除Cr（Ⅵ）的微生物菌群;对属地微生物进行了驯化、分离、纯化及鉴定,选育出具有修复功能微生物:Stenotrophomonas maltophilia,Ochrobactrum sp.,Bacillus megaterium 和Pseudomonasputida;对比纯功能微生物与复合功能微生物去除Cr（Ⅵ）能力,结果表明,复合功能微生物去除能力较纯微生物更强,所以选择复合功能微生物用于后续的工艺优化研究。（2）获得了功能微生物去除Cr（Ⅵ）的最优培养工艺。为了提高功能微生物对Cr（Ⅵ）的去除能力,采用单一因子试验,获得各因子的最优值;采用Plackett-Burman试验,比较各因子对功能微生物去除Cr（Ⅵ）的影响,结果表明,碳源>接种量>温度>pH值>盐分>氮源>转速;采用响应面的Box-Behnken模型预测各敏感因子交互作用下的最优值,获得微生物的最优培养工艺为:碳源添加至1.8 g/L、pH值调整为8.0、接种量为10%、温度设置为30℃,此条件下Cr（Ⅵ）去除率和OD600值分别高达89.01%和1.36。（3）揭示了功能微生物修复Cr（Ⅵ）的机理。功能微生物去除Cr（Ⅵ）包括生物吸附、生物还原和生物矿化三大机理。对Cr（Ⅵ）去除的贡献呈现为:生物还原（69.61%）>生物吸附（19.26%）>生物矿化（11.23%）。通过收集产物进行X射线光电子能谱技术分析发现,在功能微生物的作用下,通过铬还原酶的催化作用水溶态Cr（Ⅵ）逐渐还原为Cr（Ⅲ）沉淀,且电子顺磁共振检测到还原过程中有不稳定的中间产物Cr（V）生成。剖析生物吸附机理,通过三维荧光光谱分析发现,微生物代谢过程中累积的胞外聚合物（EPS）主要由类蛋白质和富里酸类物质组成。傅里叶红外光谱分析表明,EPS中包含大量功能基团,为吸附污染物提供丰富的结合位点。对产物进行镜检和物相分析发现,随矿化时间产物不断累积,且逐渐有稳定的晶体物质生成。（4）分析了功能微生物修复Cr（Ⅵ）的可行性。通过摇瓶试验、柱试验扩大到现场中试研究,结果表明,在功能微生物的修复过程中,铬渣体系宏观和微观的变化佐证了生物修复技术的可行性。宏观上,Cr（Ⅵ）的去除率逐渐增加,中试后期去除率高达99%以上;体系内的氧化还原电位逐渐由200 mV以上降低至-100 mV以下,由强氧化状态转化为还原态;柱体系渗透能力逐渐降低,修复后期渗透率几乎为0;体系中铬的赋存形态分析表明,逐渐由非稳定态转化为稳定态,经过355天的修复稳定态达95%以上;浸出毒性表明,体系浸出液中Cr（Ⅵ）的浓度逐渐降低,修复后期仅为3.1 mg/L,低于固体废物浸出液允许排放的标准（50mg/L）（HJ/T 299-2007）。微观上,修复过程中,体系OD600值逐渐增加,为Cr（Ⅵ）的去除提供了丰富的生物材料。微生物群落演替表明,功能微生物的相对丰度不断增加,成为优势菌群,在体系中构建了相对有利于生物修复的群落结构。上述研究证明微生物修复铬污染技术实现了由实验室探索阶段到现场应用的转化。该技术能够实现持久稳定的修复效果,可持续的解决铬渣中Cr（Ⅵ）复溶问题,从而有效遏制湿法解毒后的“返黄”现象。
张怡悦[3]（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》文中研究说明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。
王润泽[4]（2021）在《东南景天根际微生物的特异性稳定募集对镉污染农田的修复作用》文中认为我国农田土壤镉污染日益严重,且量大面广、类型复杂,对生态环境、粮食安全与人体健康构成了严重威胁。植物萃取修复技术因其绿色无污染与低成本等特点成为农田土壤重金属修复的重要手段。东南景天（Sedum alfredii Hance）是我国原生态镉超积累植物,用于镉污染农田植物萃取修复工程,其生长与镉吸收受到根际微生物的调节。然而,目前有关东南景天在不同地区农田生态系统中的修复效果及其调控因子缺乏系统、科学的研究。深入探明农田土壤中东南景天关键根际微生物对土壤环境、植物生长和镉积累的调控作用是提高东南景天修复我国不同区域镉污染农田的关键所在。为此,本研究以东南景天为主要供试材料,于我国南方4个省份14个典型镉污染区域农田实地种植,采用16s r DNA微生物扩增子测序、电感耦合等离子体质谱、高通量组学分析等技术,明确了镉污染农田生态系统中东南景天根际关键微生物类群对植物根际环境的塑造与调控作用,及其与植物修复效率的内在关系,旨在为镉污染农田的高效萃取修复创造最适根际环境及微生物菌剂的选择提供关键的科学依据。取得的主要结果如下:1.比较了东南景天与其他11种植物在同一镉污染农田中的生长与镉修复差异及其与根际微生物特征群落之间的关系。结果表明,超积累东南景天镉修复效率最高,是其他植物修复效率的1.2至6.2倍;生物量较高的木本植物（如偃柏、蓝剑刺柏、海桐）修复效率普遍比草本植高（万年青、紫鹃、短叶麦冬）。植物根际土壤镉活化能力与植物镉吸收及转移能力显着正相关,东南景天强大的镉提取能力离不开根际土壤中高强度的镉活化与供应能力。结合普鲁克分析与置换多元方差分析确定了东南景天根际高镉活化与供应特性与其根际特异的微生物群落密切相关。进一步通过随机森林分析发现东南景天根际29.42%的微生物是东南景天根际特异微生物,该类微生物在其他植物根际占比仅为0.64%至4.54%。东南景天根际特异微生物的数量与根际镉活化能力显着正相关。通过微生物分子生态网络分析发现,在农田土壤中,随着东南景天根际特异微生物的富集,包括芽孢杆菌目（Bacillales）、鞘氨醇杆菌科（Sphingobacteriaceae）、伯克氏菌科（Burkholderiaceae）、丛毛单胞菌科（Comamonadaceae）、布氏杆菌（Bryobacter）、根微菌（Rhizomicrobium）等,形成了p H调控、镉活化以及氮素供应等功能高度冗余的微生物功能集群。上述结果暗示,镉污染农田生态系统中东南景天富集了一类根际特异微生物,塑造了低p H、高镉活性以及高效养分供应的特殊根际微环境,从而促进植物自身生长和镉提取效率的提升。2.研究了东南景天在四川、广东、浙江与湖南4省14个不同区域镉污染农田中的镉修复效率差异及其与根际土壤微生物的内在联系。结果表明,不同区域污染农田中东南景天对镉的累积量差异十分明显,其中植物生物量是影响土壤镉修复效率的第一要素。通过研究微生物距离衰减与加权的unifrac的β-多样性分析发现不同地区土壤微生物差异显着,但东南景天对根际微生物存在过滤作用,可在不同区域、不同类型土壤里稳定募集结构保守的微生物群落,其组成与数量和植物生长情况高度相关。通过差异分析与交集确定了不同地区东南景天根际可稳定募集的271个核心微生物种属,其主要由鞘脂杆菌（Sphingobacteria）、鞘脂单胞菌（Sphingomonadales）、黄杆菌（Flavobacterium）、链霉菌科（Streptomycetaceae）、微球菌科（Micrococcaceae）、伯克氏菌科（Burkholderiaceae）、根瘤菌科（Rhizobiaceae）、Chitinophagaceae以及醋酸菌科（Acetobacteraceae）等组成,且大部分微生物为东南景天所特有。微生物分子生态网络分析表明,随着核心菌群的富集,根际微生物互作被激活并形成功能高度冗余的微生物功能集群,促进根际养分供应与镉、镁、钙、铝、铁等金属离子的活化。东南景天根际核心微生物功能上的高度冗余特性确保了其在不同生境下相似的根际环境与功能。然而,东南景天根际核心菌群的数量与不同区域农田土壤p H、硝态氮含量、速效磷含量等因素显着相关,其富集程度与植物生物量成显着正相关,是影响不同区域农田镉修复效率的重要调控因子。上述结果揭示了不同区域污染农田生境下东南景天对根际核心微生物群落的稳定募集,是维持其根际土壤环境与功能、促进植物生长与镉吸收的关键所在,对强化东南景天的生态适应性与镉提取效率具有十分重要的现实意义。综上所述,在镉污染农田生态系统中,东南景天根际关键微生物类群参与根际土壤微环境的塑造与调控。东南景天根际微生物受到土壤p H、速效磷等因素诱导后特异性组装,参与塑造了特异的根际微环境,通过高度冗余与特化的微生物功能调控不同生境下根际的镉与碳氮养分的供应,介导了东南景天对土壤镉的吸收与不同生境的适应能力。
袁程昱[5]（2021）在《新疆高海拔矿区环境污染评价及土壤微生物对环境因子的响应关系研究》文中指出矿山开采活动造成了严重的环境污染和生态破坏,但目前对高寒高海拔地区采矿活动的环境影响还知之甚少,因此对矿区的环境污染评价及土壤微生物分析十分必要。本文以新疆高寒高海拔矿区作为研究对象,采集了矿区的土壤、水体和底泥沉积物。通过重金属元素和土壤理化性质的测定及重金属评价指数分析,对矿区重金属污染状况和土壤质量进行了评价;并采用16S r DNA测序法对土壤细菌群落进行分析,讨论了微生物群落分布模式及影响因素。研究结果表明:（1）矿区土壤重金属平均含量均高于新疆土壤背景值,重金属在土壤中的累积主要集中于尾矿区。结合主成分分析/绝对主成分分数（PCA/APCS）受体模型和相关性分析可知,As、Cd和Cu的富集主要来源于采矿活动的污染物,Ni和Cr的累积主要来自工人生活污染,Pb和Zn的累积主要来源于尾矿的元素溶出和车辆尾气排放。评价结果表明区域水体水质状况良好。沉积物重金属的潜在生态危害指数和地累积指数评价结果表明,尾矿区至采矿区的污染程度较高,且沉积物中重金属含量高于土壤。（2）采矿区的总氮（TN）、总碳（TC）和有效磷（AP）浓度明显低于其它区域;工人生活区土壤为碱性,草甸区-1土壤为中性,草甸区-2至冻融区土壤为酸性。阴坡较其它山坡点位土壤的TN、TC和总磷（TP）含量更低,而土壤有机碳（SOC）的含量更高。谷底的生物量最高。采用主成分分析确定最小数据集的评价指标是SOC、Cr、Ca、TC和生物量。基于评价指标的隶属函数值,得到土壤质量指数结果为生活区>冻融区>草甸区-2>草甸区-1>尾矿区>采矿区,说明采矿区的土壤污染状况最为严重,土壤质量最差。（3）随海拔的升高,变形菌门（Proteobacteria）和疣微菌门（Verrucomicrobia）的相对丰度显着增加,而在生活区放线菌门（Actinobacteria）的相对丰度明显高于其它地区。这些优势菌群在山坡点位上的丰度较同一海拔的矿区点位更高。根据β多样性指数分析结果显示,SOC能促进微生物丰度和物种丰富度增加。Ca、Cu、Pb、Zn等金属在尾矿区大量积累,并与微生物群落结构呈负相关。因此,AP、p H、海拔、SOC、Zn、Ca、As和Cd是影响细菌群落丰度的主要因素,细菌群落分布模式是由土壤理化性质和有毒污染物的综合作用驱动。
韦杰[6]（2021）在《蚯蚓-植物协同移除土壤中铬的机制研究》文中进行了进一步梳理随着工业的发展,土壤中的铬污染变得越来越严重,并且会通过食物链进入人体,从而对人体健康造成危害。同时,这种不可降解性和累积性使铬污染土壤的治理变得十分困难。本研究利用蚯蚓（赤子爱胜蚓、威廉环毛蚓）、植物（黑麦草、玉米）以及蚯蚓+植物作为3种处理方式,对不同浓度（15mg/kg、50mg/kg）不同类型（酸性、中性、碱性）的铬污染土壤进行修复,实验周期为30天,各处理直接进行比较分析,以铬的去除率为主要指标,以探究蚯蚓和植物协同修复铬污染的机制,主要结论如下:（1）静置30天后,铬在自然条件下（C1E0P0、C2E0P0）的移除率几乎为0,本实验通过添加蚯蚓和植物来增加铬的移除率,蚯蚓（赤子爱胜蚓、威廉环毛蚓）+植物（黑麦草、玉米）对铬的移除率>蚯蚓对铬的移除率>植物对铬的移除率,赤子爱胜蚓和威廉环毛蚓对铬的移除率无显着差异,黑麦草对铬的移除率显着高于玉米;其中赤子爱胜蚓+黑麦草处理对铬的移除率效果最好,酸性低浓度处理和高浓度处理的移除率为81.16%和75.88%,中性低浓度处理和高浓度处理的移除率为88.44%、79.47%,碱性低浓度处理和高浓度处理的移除率为73%和69.58%,该处理在中性土壤中的处修复效果最佳。（2）不论在何种类型的土壤条件下,添加蚯蚓后,土壤中铬的形态发生明显变化,由残渣态、可氧化态向酸可提取态、可还原态转化,种植植物后,土壤中酸可提取态、可还原态铬显着降低,而残渣态、可氧化态铬无明显变化。添加蚯蚓后,植物的生物量和铬的富集量显着增加,但在碱性土壤中玉米几乎全部死亡,所以玉米在碱性土壤的生物量和富集量无明显变化。（3）在酸性土壤中添加蚯蚓和植物后,土壤pH显着增加,有机质显着降低,铬的移除率与pH呈显着正相关,与有机质呈显着负相关;在中性土壤中添加蚯蚓和植物后,土壤pH趋向7.00变化,有机质显着增加,pH值与土壤中铬移除率呈极显着负相关,OM与土壤中铬移除率呈极显着正相关;在碱性土壤中添加蚯蚓和植物后（玉米除外）土壤pH显着降低,有机质显着增加,铬的移除率与pH呈显着负相关,与有机质呈显着正相关。（4）随着蚯蚓进入铬污染土壤,蚯蚓体内的MDA酶和SOD酶显着增加,CAT酶和GST酶显着降低,并且土壤中铬的移除率与MDA、SOD呈显着正相关。（5）在酸性土壤中,在门水平上,蚯蚓肠道内主要占比物种为变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidota）、厚壁菌门（Firmicutes）和放线菌门（Actinobacteriota）,其中变形菌门丰度最高,其中类芽孢杆菌属（Paenibacillus）、微杆菌属（unclassified＿f＿Microbacteriaceae）、小单孢菌属（Micromonospora）成为优势菌属。在中性土壤中,在门水平上,蚯蚓肠道内主要占比物种为厚壁菌门（Firmicutes）、变形菌门（Proteobacteria）和放线菌门（Actinobacteriota）,其中厚壁菌门丰度最高,其中小单孢菌属（Micromonospora）、Gaiella成为优势菌属。在碱性土壤中,在门水平上,蚯蚓肠道内主要占比物种为变形菌门（Proteobacteria）、放线菌门（Actinobacteriota）和厚壁菌门（Firmicutes）,其中变形菌门丰度最高,其中微杆菌属（unclassified＿f＿Microbacteriaceae）、青枯菌属（Ralstonia）和红球菌属（Rhodococcus）成为优势菌属。
宫达非[7]（2021）在《河池矿区土壤Cr抗性菌株的筛选及其生物学特性研究》文中研究指明我国重金属矿产资源丰富,但各种不当的开采方式及重金属二次加工等造成许多地区的土壤受到重金属污染。尤其在我国南方地区,这种现象更是频发。有色金属产业作为广西河池市的支柱产业之一,近些年来在促进经济飞速发展的同时造成了严重的土壤重金属污染问题。为了缓解这一问题,本研究从广西河池市南丹县大厂镇采集了四份受重金属污染的土壤样品,通过高通量测序分析了其细菌群落结构。结果表明四个样品中有39个不同的门,其中Proteobacteria是丰度最高的门。与其它门比较,Acidobacteria、Actinobacteria、Planctomycetes、Firmicutes、Gemmatimonadetes、Bacteroidetes和Chloroflexi等门丰度更高。此外,发现了多种有生物修复潜力的细菌,例如Sphingomonas、Lysobacter和Gemmatimonas。细菌群落结构分析为将来分离更多有生物修复潜力的细菌奠定了基础。从受重金属污染的土壤中分离出一株耐铬细菌,通过16S r DNA测序将其鉴定为假单胞菌属Cr13。本论文对菌株Cr13的生物学特性进行了一系列较为深入的研究。研究表明菌株Cr13的最适生长温度为30℃,最适生长时间为18h,最适转速为150rpm,最适p H为6,最适盐浓度为10%。六价铬对菌株Cr13的最小抑制浓度为250mg/L,菌株Cr13对二价镉也具有一定抗性,二价镉对其最小抑制浓度为100mg/L。紫外诱变试验（分别处理1min、4min和5min）中的诱变菌株并非正向突变,其耐六价铬能力没有原始菌株Cr13好。此外,菌株Cr13的药敏试验表明其对九种测试的抗生素（例如庆大霉素、头孢曲松和头孢他啶）敏感,为将来进行该菌株的基因工程改造提供了选择标记。通过响应面法（Central Composite Design）对菌株Cr13去除土壤中六价铬的条件进行了实验设计和优化。对六价铬浓度、接菌量、有机质的添加量以及时间四个因素进行设计和优化。研究结果显示:培养时间为7天,接菌量为3.5%,有机质添加量为10%时,修复效果最好,修复率可达81.15%。对菌株Cr13去除六价铬的机理进行了初探。通过比较菌株Cr13的细胞内分泌物和细胞膜吸附六价铬的能力,得出结论如下:菌株Cr13的细胞膜修复六价铬效果强于细胞内分泌物。在培养基中,当六价铬浓度为50mg/L时,细胞膜对六价铬的去除效率为9.66%,而细胞内分泌物的去除效率为5.3%。
李双莉[8]（2021）在《钾改性蔗渣生物炭对蔗田及锰污染蔗田土壤固碳的影响及机理》文中进行了进一步梳理农田土壤是重要的土壤有机碳库,而广西采矿业的发展导致周边农田土重金属污染特别是锰污染情况日益加剧。锰污染会影响土壤中各类有机碳含量的变化,同时也会影响土壤酶活性、土壤微生物量碳,进而影响土壤有机碳的矿化,对土壤呼吸及有机碳的固定产生影响。因此,探讨农田土有机碳在锰污染环境胁迫下的动态变化,对于进一步了解环境变化下农田土的固碳减排具有重要意义。而在广西农业经济作物中,甘蔗作为一种重要的经济作物,收获加工后会产生大量的蔗渣,其成本低、资源丰富,是开发生物产品的理想候选,以其为原料制备生物炭用于改良土壤质量和修复土壤污染是现如今较常见的农业生物质残留物资源化途径。生物质炭的输入对于土壤有机碳的分解转化的影响对探明农田土壤固碳机理有着重要意义,而明确伴随锰污染农田有机碳转化则成为探讨环境污染胁迫下农田土壤有机碳矿化及固碳的关键。本试验以蔗田土壤土和锰污染蔗田土壤为研究对象,通过100天室内恒温培养试验,将蔗渣生物炭及其改性生物炭添加到长期种植甘蔗以及受锰污染的蔗田土壤土样中,探究蔗渣生物炭及其改性生物炭对蔗田土壤及锰污染蔗田土壤理化性质、土壤活性碳组分、酶活性的影响;揭示蔗渣生物炭及其改性生物炭对蔗田土壤及锰污染蔗田土壤矿化及固碳的影响机制。为锰污染下的蔗田土壤固碳机制研究提供理论参考。（1）土培试验结果表明土壤pH值随（未改性、改性）生物炭施加比例增加而增加,随时间递增变化不显着。土壤阳离子交换量、速效磷、速效钾含量随（未改性、改性）生物炭施加比例增加而增加,随培养时间增加而增加,改性生物炭的效果强于未改性生物炭。（2）土培试验结果表明蔗渣生物炭的施入显着增加了蔗田土壤酶活性,锰污染蔗田土壤过氧化氢酶活性显着低于蔗田土壤,比蔗田土壤低9.01～10.64mg·g-1·min-1,改性生物炭蔗田土壤过氧化氢酶活性比锰污染蔗田土壤高3.32～7.01 mg·g-1·min-1;改性生物炭蔗田土壤过氧化氢酶活性比施加蔗渣生物炭降低了15.08%～28.30%,改性生物炭锰污染蔗田土壤过氧化氢酶活性比施加蔗渣生物炭提高了94.54%～96.13%。蔗渣生物炭蔗田土壤和锰污染蔗田土壤不同比例生物炭的脲酶活性表现为5%>2%>0.5%>0%,与蔗渣生物炭蔗田土壤土相比,改性生物炭对蔗田土壤土脲酶活性没有明显影响,而施加改性生物炭降低了锰污染蔗田土壤土脲酶活性,分别降低了20.20%（0.5%比例生物炭）、11.27%（2%比例生物炭）、5.10%（5%比例生物炭）。（3）锰污染蔗田土壤土锰离子不同形态含量表现为可还原态>弱酸提取态>可氧化态>残余态,各形态弱酸提取态、可还原态随时间的递增和生物炭施加比例的递增而减少,可氧化态、残余态随时间和生物炭施加比例的递增而增加。生物炭还田蔗田土壤土的影响土壤重金属形态一方面由于生物炭添加增加了土壤的pH值,从而影响了土壤重金属的吸附、解析、溶解、沉淀等;另一方面由于生物炭的本身的孔隙结构及吸附特性,从而影响了土壤重金属不同形态的转化。（4）矿化试验结果表明土壤的CO2排放速率均随培养时间降低,且施加改性生物炭土壤的CO2排放速率显着低于未改性生物炭处理。土壤的CO2累计排放量均随培养时间增加,培养结束,5%、2%、0.5%蔗渣生物炭处理蔗田土壤土CO2累计排放量分别是对照（0%）的1.55、1.37、1.13倍,改性生物炭处理蔗田土壤土分别是对照（0%）的1.33、1.12、1.06倍,生物炭的添加对蔗田土壤土的矿化表现处促进的效果。2%、0.5%蔗渣生物炭处理锰污染蔗田土壤土CO2累计排放量与对照（锰0%）相比提升显着,但两处理差别不明显,5%蔗渣生物炭处理与对照（锰0%）相比,降低了9.12%,改性生物炭5%、2%、0.5%处理锰污染蔗田土壤土CO2累计排放量与CK相比,分别降低了41.55%、2.69%、13.45%,生物炭的添加对锰污染蔗田土壤土的矿化表现为抑制。（未改性、改性）生物炭对蔗田土壤土的激发效应为培养前期激发效应,后期为负激发效应,对锰污染蔗田土壤土的激发效应主要为负激发效应。C0（土壤碳潜在矿化量）/SOC值结果表明改性生物炭增加了土壤的固碳能力。综上所述,蔗渣生物炭和改性生物炭的添加对蔗田土壤土培养前期表现为正激发效应,培养后期表现为负激发效应,说明生物炭还田蔗田土壤土短期内促进蔗田土壤土有机碳的矿化,而后抑制蔗田土壤土有机碳矿化,有助于蔗田土壤土的土壤固碳减排。蔗渣生物炭和改性生物炭的添加对锰污染蔗田土壤土主要表现为负激发效应,说明生物炭还田锰污染蔗田土壤土抑制蔗田土壤土有机碳矿化。并且由C0/SOC值反映出改性生物炭的固碳效果强于蔗渣生物炭。
王琼[9]（2021）在《东南景天促生菌对油菜生长和镉吸收积累的影响及其机理》文中研究说明近年来,随着全球微生物组计划的开展,越来越多的微生物被用于辅助重金属污染土壤的植物修复。已从超积累植物如东南景天、蜈蚣草等体内分离到大量植物促生菌,证实它们能够促进宿主植物生长及其对重金属的吸收积累,提高重金属污染土壤的植物提取修复效率。然而这些促生菌在非宿主植物中的应用效果及其作用机理尚不清楚。本文以镉（Cd）富集芥菜型油菜和东南景天促生菌为试验材料,通过溶液培养试验、盆栽试验和田间试验,采用原位分析技术、分子生物学技术、转录组学技术和微生物组学技术等,研究了东南景天促生菌对油菜生长和Cd吸收积累的作用机理及其田间应用效果。取得的主要结果如下:（1）采用溶液培养试验和盆栽试验,结合GFP荧光标记技术研究了东南景天促生菌鞘氨醇单胞菌Sphingomonas Sa MR12在非宿主植物油菜体内的定殖模式。激光共聚焦显微成像表明,Sa MR12主要经由侧根与主根的连接处侵入根内,并在油菜体内成功定殖存活。之后在茎秆和叶片组织中也能检测到Sa MR12的荧光信号。（2）采用溶液培养试验,研究了不同东南景天促生菌对油菜生长和Cd吸收积累的影响。在0μM Cd处理下,接种促生菌不同程度地促进了油菜的生长和根系发育。在2μM Cd处理下,接种Sa CR1、Sa MR10、Sa MR12、Sasm05和Sa ZS4等促生菌提高了油菜光合作用,促进了根系发育。且大多数促生菌都能提高油菜对Cd的吸收,接种Sa MR10、Sa MR12、Sa PS17、Sasm03、Sasm05和Sa ZS4还促进了Cd从根部到地上部的转运。综合不同菌株的促生效果和对Cd吸收积累的促进作用,得出伯克氏菌Burkholdria Sa MR10和鞘氨醇单胞菌Sphingomonas Sa MR12是最适用于提高油菜Cd修复效率的促生菌株。（3）采用溶液培养试验,研究了鞘氨醇单胞菌Sa MR12缓解油菜Cd胁迫的分子机制。结果表明Cd胁迫会对植物抗氧化系统造成损伤,包括诱导产生过氧化氢（H2O2）、提高丙二醛（MDA）含量、以及造成脯氨酸的大量积累等。接种Sa MR12促进了Cd胁迫下植株的生长和对Cd的积累。接种Sa MR12使得油菜H2O2含量降低了11%-38%,MDA含量降低了21%-68%,脯氨酸含量降低了7%-32%。此外,接种Sa MR12也显着提高了油菜抗氧化酶的活性,包括超氧化物歧化酶、过氧化物酶、过氧化氢酶和抗坏血酸过氧化物酶等。接种Sa MR12还提高了油菜的谷胱甘肽水平。可见接种Sa MR12主要通过减轻脂质过氧化、增强抗氧化酶活性、降低脯氨酸积累以及促进谷胱甘肽-抗坏血酸循环等途径减轻Cd胁迫对油菜的损伤,并促进了Cd胁迫下植物的正常生长和对Cd的积累,从而提高Cd的提取修复效率。（4）采用溶液培养试验,结合转录组测序技术,分析了鞘氨醇单胞菌Sa MR12影响Cd胁迫下油菜光合作用的内在机理。发现Cd胁迫抑制了光系统Ⅱ的光合活性,破坏了光系统Ⅱ的光合电子传递链,影响了叶片中叶绿素的合成,从而导致光合能力下降。接种Sa MR12显着提高了Cd胁迫下叶片的叶绿素含量、Fv/Fm（16.7%）、YⅡ（23%）、?PSⅡ（28%）、ETR（28%）、和q P（23%）,大大降低了NPQ（18.8%）。同时通过加权基因共表达网络分析得到了149个与光合参数显着相关的特征基因,并从中筛选得到了一些关键基因,分别是Bna A07g24880D、Bna C01g18870D、Bna C02g25960D、Bna Cnng21050D、Bna C06g23560D、Bna A05g28580D、Bna A01g02130D、Bna A05g06450D、Bna C04g11150D和Bna A01g21750D。说明接种Sa MR12能够提高叶绿体捕获光能的效率,提高光系统Ⅱ的光催化能力,维持叶绿素的生物合成,保护植物光合机构免受Cd的破坏,从而缓解Cd胁迫对光系统的损伤,促进油菜生长。（5）采用盆栽试验,探究了Cd污染土壤上接种不同来源的植物促生菌群对油菜生长、Cd吸收积累、Cd提取修复效率和细菌群落特征的影响。结果表明接种根际促生菌群和内生促生菌群都能提高植物生物量,其中地上部增幅为6.9%～12.8%,根部增幅为10%-22.1%;接种不同来源促生菌群都能促进植物对Cd的吸收,提高Cd提取修复效率。此外,接种不同来源促生菌群提高了根际细菌群落中变形菌门Proteobacteria和拟杆菌门Bacteroidota（门水平）的丰度;提高了黄杆菌属Flavobacterium、罗河杆菌属Rhodanobacter、小坂菌属Kosakonia、假单胞菌属Pseudomonas和Paraburkholderia（属水平）的丰度。说明接种促生菌群能够促进油菜的生长和对Cd的吸收并影响根际细菌群落的组成,但根际促生菌群和内生促生菌群的作用效果没有显着差异。（6）采用田间试验,研究了施用单一促生菌剂和混合促生菌剂对不同生育期油菜生长和Cd吸收积累的影响。结果表明混合促生菌剂比单一促生菌剂更有利于生物量的积累,其中Sa CR1+Sa MR10+Sa MR12混合菌剂对于促进蕾薹期、开花期和成熟期油菜的生长和籽粒产量的作用效果最好。不同生育期菌剂对油菜Cd含量的作用效应有明显差异,以Sa MR12和Sa MR10的单一菌剂或者两者混合的菌剂作用效果最佳。Sa MR10+Sa MR12处理对秸秆Cd含量和Cd积累量的促进作用最强,且秸秆对土壤Cd的提取修复效率提高了156%。由此可见,施用促生菌剂可以提高油菜对Cd的提取修复效率,且混合菌剂的作用效果优于单一菌剂。综上,本研究发现,超积累植物东南景天促生菌株可在非宿主植物油菜中定殖存活,通过促进油菜根系发育、缓解Cd胁迫作用、提高植物光合作用等途径促进油菜生长和对Cd的积累,促生菌群的作用效果与组成菌株的来源无关,单一菌株和混合菌群均可作为油菜Cd高效修复菌剂,且混合菌群的作用效果较优,从而为探明促生菌影响非宿主植物生长和Cd积累的分子生理机制、建立高效植物-微生物联合修复体系、提高重金属污染农田植物提取修复效率提供科学依据与技术支撑。
李可[10]（2021）在《施用鸡粪有机肥对菜地土壤重金属累积特征及其环境风险研究》文中进行了进一步梳理鸡粪中营养物质含量丰富,氮磷钾含量相对较高,鸡粪作为有机肥主要原料之一,能有效改善土壤肥力和提高作物产量。然而,由于鸡饲料添加含有重金属的添加剂,其在动物体内利用率低,伴随畜禽粪便进入环境中,使得土壤重金属累积生态风险增大和农产品安全受到威胁。本研究旨在探究短期和长期施用鸡粪有机肥对菜地土壤理化性质、重金属累积以及土壤微生物群落结构和多样性的影响,以期为国家“化肥使用量零增长行动方案”和“有机肥整县推进”等工作目标实现提供理论依据。本研究主要的结果如下:（1）采用大田定位试验,研究了施用不同剂量鸡粪有机肥对种植小油菜土壤理化性质和微生物磷脂脂肪酸（PLFA）组成特征,并探究两者的关联性。结果表明:施用鸡粪有机肥后,土壤肥力整体趋于升高,其中T4处理土壤有机质（SOM）、全氮（TN）、全磷（TP）、全钾（TK）、硝态氮（Nitrate-N）和有效磷（AP）含量分别较CK增加了34.1%、48.2%、47.9%、35.5%、3.9%和14.7%。土壤总PLFA、各类群微生物PLFA含量和真菌与细菌PLFA比值在中高量有机肥处理下显着高于不施肥处理,T4处理总PLFA含量、细菌和真菌总PLFA含量分别较CK加了53.4%、52.1%和108.3%;T2处理的Shannon、Simpson、Pielou指数最高。微生物群落结构在施用中低剂量鸡粪有机肥时(?15t·hm-2)较为相似,且显着区别于中量和高量施肥处理(?30 t·hm-2)。冗余分析（RDA）结果表明,土壤基础化学特性解释了群落结构多样性发生变化的87.2%,起主要作用的环境因子包括硝态氮、总磷和p H,其中微生物PLFA与有效磷、铵态氮（Ammonium-N）、硝态氮、全氮、全磷含量呈正相关,与土壤阳离子交换量（CEC）和p H呈负相关。（2）通过田间试验,研究了施用鸡粪有机肥对土壤中重金属的累积、重金属有效性和土壤微生物群落结构的影响,探讨了土壤微生物群落结构与土壤重金属之间的相关关系。结果表明,土壤重金属Cd、Cr、Cu和Zn的全量均随鸡粪有机肥施加量的增加而增大,最高增幅分别为21.30%、21.58%、17.40%和19.40%,出现明显的累积现象。施用有机肥均增加了土壤Cd、Cr、Cu和Zn的有效态含量,而Pb的全量和有效态含量无显着变化。除重金属Pb外,不同重金属元素全量与有效态含量均显着正相关,其中元素Zn的全量与有效态含量相关性最强。磷脂脂肪酸（PLFA）分析结果表明,土壤中含量较高的PLFA为16:0、18:1ω7c、10Me16:0和18:1ω9c,土壤微生物总PLFA和各类群PLFA含量均呈现M0.5>M1>CK>M2>M4。相关性分析结果表明,土壤Cu全量和Cd、Cr、Cu有效态含量与微生物总PLFA和各类群PLFA含量均呈现显着负相关关系,其中有效态Cr和Cu含量对微生物群落结构的影响最为显着。（3）采取长期定位试验,研究了不同年限施用鸡粪有机肥后土壤理化性质（p H和阳离子交换量）、肥力特征（有机质、碱解氮（AN）、有效磷和速效钾（AK））、重金属（总量、有效态和形态分布）、微生物（细菌和真菌）群落结构多样性进行评价,探究不同有机肥施用年限对土壤重金属的的累积特征及土壤微生物的变化规律。结果表明,表层土壤中施用有机肥的土壤有机质、速效氮磷钾含量均高于对照处理,其中有机质含量在18 a时达到最大值。不同年限施肥土壤p H范围为6.62-7.45,随有机肥施用年限的增加而降低,表现出明显的酸化现象。土壤重金属全量基本表现为随有机肥施用年限的增加而增加,重金属有效态均显着高于对照处理,其中Zn、Cu和Pb的有效态含量随施肥年份的增加而增大,不同施肥年限土壤Cr、Cu、Zn和Pb的可交换态比例较对照均有不同程度升高。土壤有机质、阳离子交换量含量均呈现随着土层深度的增加而减小的趋势,而土壤p H值则随土层深度的增加而增大。0～40 cm的土层,同一深度土壤重金属全量和有效态含量基本表现为随年份的增加而增大,而40～100 cm深度土层中,不同施肥年限土壤的重金属全量无显着差异。预测重金属的超标年限,其中Cd和Zn的安全年限较短。土壤地积累指数基本随有机肥施用年限的增加而增大,其中Cu、Zn、Cd的污染程度较高。土壤重金属潜在生态风险评价结果显示,施肥年限为18 a时,综合潜在生态风险位于中等风险区。施用鸡粪有机肥后土壤细菌和真菌群落多样性显着低于对照处理,Shannon指数随着有机肥施用年限的增加呈现先上升后下降的趋势,土壤细菌Chao 1指数则随有机肥施用年限的增加而升高。随有机肥施用年限的增加显着改变了细菌和真菌的群落结构,影响土壤细菌和真菌群落结构的主要环境因子分别为p H和速效钾,碱解氮、速效钾和Cu。
二、重金属污染土壤的微生物响应（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、重金属污染土壤的微生物响应（论文提纲范文）
（1）生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 海绵城市建设与低影响开发理念 |
| 1.2.2 生物滞留系统对径流污染物的去除研究 |
| 1.2.3 生物滞留系统污染物累积研究 |
| 1.2.4 生物滞留系统污染物累积风险评价研究 |
| 1.2.5 生物滞留系统微生态系统研究 |
| 1.2.6 生物滞留系统PAHs的模拟模型研究 |
| 1.3 存在的主要问题 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法及技术路线 |
| 2 研究区概况与试验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 总体思路 |
| 2.2.2 现场监测 |
| 2.2.3 室外试验 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 3 雨水花园中碳氮磷和重金属累积特征及微生物群落演变 |
| 3.1 雨水花园对雨水径流水量水质的调控效果 |
| 3.1.1 水量削减效果 |
| 3.1.2 水质净化效果 |
| 3.2 雨水花园污染物累积研究 |
| 3.2.1 雨水花园污染物累积特征 |
| 3.2.2 雨水花园重金属风险评价 |
| 3.3 雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.1 不同运行时间雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.2 不同填料类型雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.3 不同排水方式雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.4 雨水花园微生态系统的影响因素 |
| 3.4.1 环境因子与微生物生态特征的关联性 |
| 3.4.2 雨水花园微生态系统稳定性的影响因素 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 道路植生滞留槽多环芳烃累积特征及对微生物的影响 |
| 4.1 道路植生滞留槽中PAHs累积水平 |
| 4.1.1 PAHs时空分布及赋存特征 |
| 4.1.2 PAHs污染水平评价 |
| 4.1.3 PAHs与土壤性质关联性 |
| 4.2 道路植生滞留槽PAHs来源解析及风险评价 |
| 4.2.1 PAHs来源解析 |
| 4.2.2 PAHs风险评估 |
| 4.3 植生滞留槽PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.1 PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.2 PAHs与微生物群落关联性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 不同填料生物滞留系统污染物累积对填料微生态系统的影响 |
| 5.1 生物滞留系统的负荷削减效果 |
| 5.1.1 生物滞留系统对碳氮磷及重金属的负荷削减效果 |
| 5.1.2 生物滞留系统对PAHs的负荷削减效果 |
| 5.2 生物滞留系统pH及污染物含量变化 |
| 5.2.1 pH变化 |
| 5.2.2 碳氮磷含量变化 |
| 5.2.3 重金属含量变化及分布 |
| 5.2.4 PAHs含量变化及分布 |
| 5.3 生物滞留系统填料中微生态系统变化 |
| 5.3.1 微生物多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构 |
| 5.3.3 填料酶活性 |
| 5.4 生物滞留系统污染物与微生态系统关联性 |
| 5.4.1 环境因子与填料微生物群落的相关性 |
| 5.4.2 生物滞留系统污染物累积与酶活性及微生物种群的定量关系 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 生物滞留系统微生态系统的响应机制及多环芳烃归趋模拟 |
| 6.1 生物滞留系统填料微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.1.1 生物滞留系统污染物与填料生物系统的相互作用 |
| 6.1.2 生物滞留系统微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.2 基于HYDRUS-1D的生物滞留系统PAHs归趋模拟 |
| 6.2.1 模型原理 |
| 6.2.2 初始条件与边界条件 |
| 6.2.3 参数敏感性分析 |
| 6.2.4 模型率定与验证 |
| 6.2.5 PAHs归趋行为情景模拟 |
| 6.3 关于维持生物滞留系统微生态系统稳定性和长效运行的讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（2）湿法解毒后复溶铬渣堆场污染特征及复合微生物修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 铬及铬渣的危害 |
| 1.1.1 铬的性质 |
| 1.1.2 铬渣及其危害 |
| 1.2 铬渣堆场土壤铬污染现状与环境化学行为 |
| 1.2.1 湿法解毒后铬渣堆场铬污染现状 |
| 1.2.2 铬污染来源 |
| 1.2.3 铬赋存形态及迁移转化规律 |
| 1.2.4 铬污染对环境的影响 |
| 1.3 铬渣堆场土壤铬污染的常规治理方法 |
| 1.3.1 客土、换土法 |
| 1.3.2 化学淋洗法 |
| 1.3.3 湿法解毒法 |
| 1.3.4 电动修复法 |
| 1.3.5 有机配体法 |
| 1.3.6 植物修复法 |
| 1.4 铬渣堆场土壤铬污染的微生物修复法 |
| 1.4.1 微生物原位修复法 |
| 1.4.2 植物-微生物联合修复法 |
| 1.4.3 微生物修复铬污染的生物学表征 |
| 1.4.4 微生物修复铬污染的机理 |
| 1.4.5 微生物修复铬污染土壤的现状及发展 |
| 1.5 本研究的背景、目的和意义 |
| 1.6 研究内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 2 实验材料和研究方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 铬渣堆场基本概况 |
| 2.1.2 样品化学组成 |
| 2.1.3 样品物相组成 |
| 2.2 实验药剂与设备 |
| 2.2.1 实验药剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 样品的采集与预处理 |
| 2.3.2 铬渣样品中微生物的富集、驯化及分离纯化 |
| 2.3.3 功能微生物优化实验 |
| 2.3.4 微生物胞外聚合物(EPS)的提取 |
| 2.3.5 微生物中铬还原酶的提取 |
| 2.3.6 土壤总铬提取及测定 |
| 2.3.7 铬渣中铬稳定性检测实验 |
| 2.4 分析检测方法 |
| 2.4.1 铬渣堆样品物相及理化检测 |
| 2.4.2 功能微生物生理生化性质检测及分子生物学鉴定 |
| 2.4.3 Cr(Ⅵ)浓度测定及去除率检测 |
| 2.4.4 蒽酮-硫酸比色法对多糖的测定 |
| 2.4.5 Lowry法对蛋白含量的测定 |
| 2.4.6 三维荧光光谱法对EPS的测定 |
| 2.4.7 宏基因组微生物分类序列测定 |
| 3 铬渣堆场及周边土壤铬污染特征 |
| 3.1 研究区土壤的污染状况 |
| 3.2 土壤铬污染评价 |
| 3.3 土壤铬污染迁移规律 |
| 3.4 土壤中铬赋存形态 |
| 3.5 微生物群落结构分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 功能微生物的选育与驯化 |
| 4.1 功能微生物的驯化 |
| 4.1.1 原渣样驯化法 |
| 4.1.2 纯化学试剂驯化法 |
| 4.2 功能微生物的初筛 |
| 4.3 功能微生物理化性质检测 |
| 4.4 功能微生物分子生物学鉴定 |
| 4.5 复合功能微生物对Cr(Ⅵ)的去除 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 复合功能微生物去除Cr(Ⅵ)的工艺优化 |
| 5.1 单因子优化实验 |
| 5.1.1 不同种类碳源对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.1.2 不同种类氮源对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.1.3 不同温度对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.1.4 不同pH值对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.1.5 不同盐份对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.1.6 不同接种量对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.1.7 不同转速对微生物去除Cr(Ⅵ)的影响 |
| 5.2 Plackett-Burman优化实验 |
| 5.3 响应面优化实验 |
| 5.3.1 响应面优化实验的模型选择 |
| 5.3.2 响应面法优化因子实验 |
| 5.3.3 响应面优化的验证实验 |
| 5.4 复合功能微生物群落演替规律 |
| 5.5 初始浓度对复合功能微生物工艺优化的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 功能微生物去除Cr(Ⅵ)的机理研究 |
| 6.1 功能微生物及其沉淀产物的镜检 |
| 6.1.1 功能微生物SEM检测 |
| 6.1.2 功能微生物TEM检测 |
| 6.1.3 功能微生物TEM-EDS检测 |
| 6.1.4 沉淀产物的SEM-EDS检测 |
| 6.2 不同机理对微生物去除Cr(Ⅵ)的贡献分配 |
| 6.2.1 功能微生物对溶液中Cr(Ⅵ)的去除 |
| 6.2.2 生物吸附对微生物去除Cr(Ⅵ)贡献及相关机理分析 |
| 6.2.3 生物还原对微生物去除Cr(Ⅵ)贡献及相关机理分析 |
| 6.2.4 生物矿化对微生物去除Cr(Ⅵ)贡献及其相关机理分析 |
| 6.2.5 修复机理与微生物群落演替的相关性 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 复合功能微生物修复铬渣堆场铬污染的技术研究 |
| 7.1 复合功能微生物修复铬渣的摇瓶实验研究 |
| 7.1.1 修复体系中pH值和氧化还原电位(Eh值)变化规律 |
| 7.1.2 摇瓶修复体系中微生物对Cr(Ⅵ)的去除 |
| 7.1.3 修复体系中铬赋存形态的变化规律 |
| 7.1.4 修复体系中铬渣浸出毒性的变化规律 |
| 7.1.5 摇瓶修复体系中微生物群落演替规律 |
| 7.1.6 摇瓶实验小结 |
| 7.2 复合功能微生物修复铬渣的柱实验研究 |
| 7.2.1 复合功能微生物修复铬渣的柱实验设计 |
| 7.2.2 不同修复体系中pH值和氧化还原电位(Eh值)变化规律 |
| 7.2.3 不同修复体系中渗透率变化及沉淀物的表征 |
| 7.2.4 柱实验不同修复体系中微生物对Cr(Ⅵ)的去除 |
| 7.2.5 不同修复体系中铬赋存形态变化规律 |
| 7.2.6 不同修复体系中浸出毒性变化规律 |
| 7.2.7 柱实验不同修复体系中微生物群落演替规律 |
| 7.2.8 柱实验小结 |
| 7.3 复合功能微生物修复铬渣的现场中试研究 |
| 7.3.1 复合功能微生物修复铬渣的中试实验设计 |
| 7.3.2 中试修复体系中微生物对Cr(Ⅵ)去除 |
| 7.3.3 中试体系中铬赋存形态变化规律 |
| 7.3.4 中试体系中浸出毒性变化规律 |
| 7.3.5 中试体系中微生物群落演替规律 |
| 7.3.6 现场中试实验小结 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 创新点 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间取得的学术成果 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（3）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 |
（4）东南景天根际微生物的特异性稳定募集对镉污染农田的修复作用（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要缩略词表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 农田土壤镉污染现状及危害 |
| 1.2.1 农田土壤镉污染来源与现状 |
| 1.2.2 镉对植物的危害 |
| 1.2.3 镉对土壤微生物的危害 |
| 1.2.3.1 镉对土壤微生物的毒性 |
| 1.2.3.2 镉对土壤微生物群落组成的影响 |
| 1.2.3.3 镉对土壤微生物功能的影响 |
| 1.3 镉污染土壤的植物修复与强化 |
| 1.3.1 植物萃取技术与超积累植物 |
| 1.3.2 超积累植物东南景天对镉的吸收与根际镉活化 |
| 1.3.2.1 东南景天根系对镉的吸收及其影响因素 |
| 1.3.2.2 东南景天根际土壤镉形态转化 |
| 1.3.2.3 东南景天根际微生物对镉吸收的影响 |
| 1.3.3 植物修复的应用瓶颈 |
| 1.3.4 植物修复强化 |
| 1.3.4.1 基因强化 |
| 1.3.4.2 添加土壤改良剂 |
| 1.3.4.3 微生物辅助植物修复 |
| 1.4 根际微生物在植物修复过程中作用机制 |
| 1.4.1 微生物提高土壤重金属的生物有效性 |
| 1.4.2 微生物对土壤重金属的固定 |
| 1.4.3 微生物对植物的促生作用 |
| 1.4.4 核心微生物影响植物的生长与生态适应性 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 东南景天根际特异微生物提高宿主植物对镉的提取能力 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料准备 |
| 2.2.2 田间试验布置 |
| 2.2.3 样品采集 |
| 2.2.4 土壤与植株理化指标测定 |
| 2.2.5 土壤DNA提取与细菌16S rDNA序列扩增 |
| 2.2.6 细菌16S rDNA测序数据处理及分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 不同植物的镉修复及吸收转移情况 |
| 2.3.2 不同植物根际微生物的组装与影响因素 |
| 2.3.2.1 不同植物根际微生物群落结构与差异 |
| 2.3.2.2 土壤镉对根际微生物群落组装的影响 |
| 2.3.2.3 东南景天根际特异微生物群落结构特征 |
| 2.3.2.4 东南景天特异微生物与土壤环境的关系 |
| 2.3.3 东南景天特异微生物群落的互作与功能 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 根际土壤镉活化能力影响植物对镉的吸收能力 |
| 2.4.2 土壤镉介导了根际微生物群落的特异性组装 |
| 2.4.3 东南景天根际特异微生物响应土壤镉的调控作用 |
| 2.4.4 东南景天特异微生物群落提高根际镉的供应能力 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 镉污染农田根际核心微生物介导东南景天对不同生境的适应 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验布点与植物材料采集 |
| 3.2.2 田间试验布置 |
| 3.2.3 样品采集及理化指标测定 |
| 3.2.4 土壤DNA提取与细菌16S rDNA序列扩增 |
| 3.2.5 细菌16s rDNA测序数据处理及分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 不同地区农田东南景天生长及镉积累差异 |
| 3.3.2 东南景天根际核心微生物群落的结构与特性 |
| 3.3.2.1 不同地区农田东南景天根际细菌群落结构特征与差异 |
| 3.3.2.2 东南景天根际核心微生物群落结构特征 |
| 3.3.2.3 东南景天根际核心微生物群落与环境的响应特性 |
| 3.3.3 东南景天根际核心微生物对土壤环境的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 不同地区东南景天的生长差异影响镉的修复效率 |
| 3.4.2 东南景天根际核心微生物对不同地区东南景天的生长的介导作用 |
| 3.4.3 东南景天核心微生物调控根际土壤的养分供应能力 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 结论与研究展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 主要创新点 |
| 4.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间主要研究成果 |
（5）新疆高海拔矿区环境污染评价及土壤微生物对环境因子的响应关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 重金属污染研究 |
| 1.1.2 土壤环境质量评价 |
| 1.1.3 土壤微生物多样性研究 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 矿区重金属污染研究现状 |
| 1.2.2 土壤质量评价方法及进展 |
| 1.2.3 土壤微生物多样性的研究现状 |
| 1.3 研究目标和研究内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 高寒高海拔矿区重金属分布特征及污染评价 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区域概况 |
| 2.1.2 样品采集 |
| 2.1.3 重金属测定方法 |
| 2.1.4 重金属污染评价方法 |
| 2.1.5 数据处理 |
| 2.2 重金属分布特征 |
| 2.2.1 土壤重金属分布特征 |
| 2.2.2 水体、沉积物重金属分布特征 |
| 2.3 重金属污染评价 |
| 2.3.1 土壤重金属污染评价 |
| 2.3.2 土壤重金属的来源解析 |
| 2.3.3 沉积物重金属污染评价 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 高寒高海拔矿区土壤环境质量评价 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 土壤样品的采集 |
| 3.1.2 土壤理化指标的测定 |
| 3.1.3 评价指标的确定及分析方法 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 土壤理化指标 |
| 3.3 土壤环境质量评价指标的筛选与权重的确定 |
| 3.4 土壤质量评价 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 高寒高海拔矿区细菌群落对采矿活动的响应 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 土壤样品的采集 |
| 4.1.2 DNA提取、扩增及测序分析 |
| 4.1.3 微生物聚类分析 |
| 4.1.4 微生物统计分析 |
| 4.2 土壤细菌群落分布模式 |
| 4.2.1 细菌α多样性和群落组成 |
| 4.2.2 土壤细菌群落的多样性分布模式 |
| 4.3 环境因素对细菌群落的影响 |
| 4.3.1 环境变量对矿区土壤细菌多样性和细菌群落结构的影响 |
| 4.3.2 山坡各采样点细菌群落结构及其驱动因素 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论、创新点与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）蚯蚓-植物协同移除土壤中铬的机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 重金属的环境污染 |
| 1.2 铬的环境污染 |
| 1.3 铬污染的危害 |
| 1.3.1 Cr污染对人体健康的危害 |
| 1.3.2 Cr污染对植物的危害 |
| 1.4 铬污染土壤的修复 |
| 1.4.1 化学还原修复 |
| 1.4.2 淋洗修复 |
| 1.4.3 微生物修复 |
| 1.4.4 植物修复 |
| 1.5 蚯蚓的环境功能 |
| 1.5.1 蚯蚓对土壤的修复 |
| 1.5.2 蚯蚓对重金属的富集 |
| 1.5.3 蚯蚓对重金属形态的改变 |
| 1.6 植物对重金属污染土壤的修复 |
| 1.7 主要研究内容 |
| 1.7.1 研究目的 |
| 1.7.2 研究内容及技术路线 |
| 第2章 蚯蚓-植物协同移除酸性土壤中铬的机制研究 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 测定项目与方法 |
| 2.4 统计分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 土壤基本性质变化特征 |
| 3.2 土壤中铬的赋存特征 |
| 3.3 蚯蚓响应特征 |
| 3.4 作物响应特征 |
| 3.5 相关性分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 蚯蚓和植物对土壤理化性质的影响 |
| 4.2 蚯蚓-植物协同作用对土壤铬赋存的影响 |
| 4.3 在不同浓度铬污染酸性土壤中蚯蚓体响应特征 |
| 4.4 在铬污染酸性土壤下作物的响应特征 |
| 5 小结 |
| 第3章 蚯蚓-植物协同移除中性土壤中铬的机制研究 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 测定项目与方法 |
| 2.4 统计分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 土壤基本性质变化特征 |
| 3.2 土壤中铬的赋存特征 |
| 3.3 蚯蚓响应特征 |
| 3.4 作物响应特征 |
| 3.5 相关性分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 蚯蚓和植物对中性土壤理化性质的影响 |
| 4.2 蚯蚓-植物协同作用对土壤铬赋存的影响 |
| 4.3 在不同浓度铬污染中性土壤中蚯蚓体响应特征 |
| 4.4 在铬污染中性土壤下作物的响应特征 |
| 5 小结 |
| 第4章 蚯蚓-植物协同移除碱性土壤中铬的机制研究 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 测定项目与方法 |
| 2.4 统计分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 土壤基本性质变化特征 |
| 3.2 土壤中铬的赋存特征 |
| 3.3 蚯蚓响应特征 |
| 3.4 作物响应特征 |
| 3.5 相关性分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 蚯蚓和植物对碱性土壤理化性质的影响 |
| 4.2 蚯蚓-植物协同作用对碱性土壤铬赋存的影响 |
| 4.3 在不同浓度铬污染碱性土壤中蚯蚓体响应特征 |
| 4.4 在铬污染碱性土壤下作物的响应特征 |
| 5 小结 |
| 第5章 主要结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（7）河池矿区土壤Cr抗性菌株的筛选及其生物学特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.1.1 重金属对生物的危害与修复重金属的主要方法 |
| 1.1.2 生物修复技术 |
| 1.1.3 微生物修复重金属 |
| 1.1.4 微生物修复重金属污染机理 |
| 1.1.5 植物修复重金属 |
| 1.1.6 植物催化及固定 |
| 1.1.7 植物修复重金属的解毒机理 |
| 1.2 本研究的目的与意义 |
| 1.3 主要研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第2章 土壤细菌群落结构分析及耐六价铬菌株的筛选鉴定 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 抗生素 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 实验仪器与设备 |
| 2.1.4 主要药品及试剂 |
| 2.2 方法 |
| 2.2.1 土壤样品采集 |
| 2.2.2 土壤样品基因组DNA提取 |
| 2.2.3 土壤样品基因组DNA的检测 |
| 2.2.4 土壤样品的宏基因组测序及数据分析 |
| 2.2.5 耐铬菌株的筛选鉴定 |
| 2.2.6 菌株的生理生化鉴定 |
| 2.2.7 菌株的药敏试验 |
| 2.2.8 16S r DNA鉴定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 重金属污染土壤中细菌群落结构组成 |
| 2.3.2 耐铬菌株的筛选与鉴定 |
| 2.3.3 菌株Cr13 的生理生化鉴定 |
| 2.3.4 菌株Cr13 的药敏试验结果 |
| 2.3.5 菌株Cr13的16S r DNA鉴定结果 |
| 第3章 耐铬菌株Cr13 的生物学特性分析 |
| 3.1 仪器设备与试剂 |
| 3.1.1 培养基 |
| 3.1.2 仪器设备与试剂 |
| 3.2 方法 |
| 3.2.1 Cr13 的生长曲线测定 |
| 3.2.2 Cr13 的最适生长条件的确定 |
| 3.2.3 铜、镍、镉、铬对Cr13 的最小抑制浓度(MIC) |
| 3.2.4 Cr13 的紫外诱变育种 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 Cr13 的生长曲线测定结果 |
| 3.3.2 Cr13 的最适生长条件 |
| 3.3.3 铜、镍、镉、铬对Cr13 的最小抑制浓度(MIC)结果 |
| 3.3.4 Cr13 的紫外诱变育种结果 |
| 第4章 菌株Cr13 对六价铬的去除效率及其优化 |
| 4.1 仪器设备与试剂 |
| 4.1.1 培养基 |
| 4.1.2 土壤来源 |
| 4.1.3 仪器设备及试剂 |
| 4.2 方法 |
| 4.2.1 菌株Cr13 在培养基中对六价铬的去除效率 |
| 4.2.2 土壤基本理化性质测定 |
| 4.2.3 响应面法优化菌株Cr13 去除土壤中六价铬的条件 |
| 4.2.4 菌株Cr13 细胞膜及胞内分泌物对六价铬的还原机理 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 菌株Cr13 在培养基中对六价铬的去除效率 |
| 4.3.2 采集土壤的基本理化性质测定 |
| 4.3.3 响应面法优化菌株Cr13 在土壤中去除六价铬的条件 |
| 4.3.4 耐铬菌株细胞膜及胞内分泌物对六价铬的还原结果 |
| 总结与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表论文情况 |
| 致谢 |
（8）钾改性蔗渣生物炭对蔗田及锰污染蔗田土壤固碳的影响及机理（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 生物炭的理化性质 |
| 1.2.2 生物炭施用对土壤理化性质的影响 |
| 1.2.3 生物炭对土壤固碳的影响 |
| 1.2.4 重金属对土壤固碳的影响 |
| 1.2.5 重金属对土壤有机碳矿化的影响 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 生物炭制备条件试验设计 |
| 2.2.2 土培试验设计 |
| 2.2.3 土壤呼吸试验设计 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 生物炭分析方法 |
| 2.3.2 蔗田土壤土理化性质的测定 |
| 2.3.3 蔗田土壤土活性碳组分的测定 |
| 2.3.4 蔗田土壤土土壤呼吸的测定 |
| 2.3.5 蔗田土壤土土壤酶活性的测定 |
| 2.3.6 锰污染蔗田土壤土土壤重金属不同形态含量的测定 |
| 3.蔗渣生物炭的改性 |
| 3.1 结果与讨论 |
| 3.1.1 生物炭碳保留量 |
| 3.1.2 响应面3D曲面图及等高线 |
| 3.1.3 改性与未改性蔗渣生物炭的理化性质差异 |
| 3.2 生物炭结构分析 |
| 3.2.1 傅里叶变换红外光谱(FTIR)分析 |
| 3.2.2 生物炭的形态特征SEM分析 |
| 3.2.3 生物炭的EDS分析 |
| 3.3 小结 |
| 4.钾改性生物炭还田对蔗田土壤理化性质的研究 |
| 4.1 结果与分析 |
| 4.1.1 钾改性生物炭还田对土壤p H值的影响 |
| 4.1.2 钾改性生物炭还田对土壤阳离子交换量的影响 |
| 4.1.3 钾改性生物炭还田对土壤速效磷的影响 |
| 4.1.4 钾改性生物炭还田对土壤速效钾的影响 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 添加生物炭对蔗田土壤及锰污染蔗田土壤土p H值的影响 |
| 4.2.2 添加生物炭对蔗田土壤及锰污染蔗田土壤土阳离子交换量的影响 |
| 4.2.3 添加生物炭对蔗田土壤及锰污染蔗田土壤土速效磷和速效钾的影响 |
| 4.3 小结 |
| 5.添加钾改性生物炭后蔗田土壤有机碳的矿化特征及激发效应 |
| 5.1 结果与分析 |
| 5.1.1 钾改性生物炭还田对土壤二氧化碳排放的影响 |
| 5.1.2 钾改性生物炭还田对土壤二氧化碳累计排放量的影响 |
| 5.1.3 钾改性生物炭还田对土壤矿化的激发效应 |
| 5.1.4 CO_2累积排放量与pH、阳离子交换量、活性碳组分之间相关性分析 |
| 5.2 讨论 |
| 5.2.1 添加生物炭对蔗田土壤及锰污染蔗田土壤土二氧化碳排放的影响 |
| 5.2.2 添加生物炭对蔗田土壤及锰污染蔗田土壤土矿化激发效应及固碳效应 |
| 5.3 小结 |
| 6.钾改性生物炭对蔗田土壤不同碳组分的研究 |
| 6.1 结果与分析 |
| 6.1.1 钾改性生物炭还田对土壤有机碳含量的影响 |
| 6.1.2 钾改性生物炭还田对土壤微生物量碳的影响 |
| 6.1.3 钾改性生物炭还田对土壤可溶性有机碳的影响 |
| 6.1.4 钾改性生物炭还田对土壤易氧化有机碳的影响 |
| 6.1.5 土壤碳组分与土壤理化性质之间的多因素方差分析相关性分析 |
| 6.1.6 土壤的有机碳稳定性系数 |
| 6.1.7 钾改性生物炭还田对土壤呼吸熵的影响 |
| 6.2 讨论 |
| 6.2.1 添加生物炭对蔗田土壤及锰污染蔗田土壤土有机碳的影响 |
| 6.2.2 添加生物炭对蔗田土壤及锰污染蔗田土壤土微生物量碳的影响 |
| 6.2.3 添加生物炭对蔗田土壤及锰污染蔗田土壤土可溶性有机碳的影响 |
| 6.2.4 添加生物炭对蔗田土壤及锰污染蔗田土壤土易氧化有机碳的影响 |
| 6.3 小结 |
| 7.钾改性生物炭对蔗田土壤酶活性的影响研究 |
| 7.1 结果与分析 |
| 7.1.1 钾改性生物炭还田对土壤过氧化氢酶活性的影响 |
| 7.1.2 钾改性生物炭还田对土壤脲酶活性的影响 |
| 7.1.4 蔗田土壤土理化性质及碳组分与酶活性的相关性分析 |
| 7.2 讨论 |
| 7.2.1 添加生物炭对蔗田土壤及锰污染蔗田土壤土酶活性的影响 |
| 7.3 小结 |
| 8.钾改性生物炭对锰污染蔗田土壤锰形态的影响 |
| 8.1 结果与分析 |
| 8.1.1 钾改性生物炭还田对土壤重金属离子形态含量的影响 |
| 8.1.2 钾改性生物炭还田对锰离子不同形态的影响 |
| 8.1.3 锰金属形态与酶活性、有机碳活性组分相关性分析 |
| 8.2 讨论 |
| 8.2.1 添加生物炭对锰污染蔗田土壤土弱酸提取态Mn的影响 |
| 8.2.2 添加生物炭对锰污染蔗田土壤土可还原态Mn的影响 |
| 8.2.3 添加生物炭对锰污染蔗田土壤土可氧化态Mn及残余态Mn的影响 |
| 8.3 小结 |
| 9.全文结论及展望 |
| 9.1 全文主要结论 |
| 9.2 存在的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（9）东南景天促生菌对油菜生长和镉吸收积累的影响及其机理（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 主要缩略词表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 土壤重金属污染与毒害 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 重金属污染对生物的毒害作用 |
| 1.2 重金属污染土壤的植物修复技术 |
| 1.2.1 植物修复技术的兴起与发展 |
| 1.2.2 重金属超积累植物与植物提取修复 |
| 1.2.3 超积累植物东南景天在植物修复中的应用 |
| 1.2.4 提高植物修复的主要技术措施 |
| 1.3 植物促生菌与重金属污染土壤修复 |
| 1.3.1 植物促生菌促进植物生长及重金属吸收的机制 |
| 1.3.2 东南景天促生菌 |
| 1.4 油菜在Cd污染土壤修复中的应用 |
| 1.4.1 油菜在Cd污染农田修复中的应用 |
| 1.4.2 提高油菜Cd提取修复效率的措施 |
| 1.5 研究意义、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究技术路线 |
| 第二章 东南景天促生菌在非宿主植物油菜体内的定殖模式 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料与方法 |
| 2.2.1 促生菌的培养 |
| 2.2.2 溶液培养试验 |
| 2.2.3 盆栽试验 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 溶液培养条件下促生菌Sa MR12 的定殖 |
| 2.3.2 盆栽条件下促生菌Sa MR12 的定殖 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 促生菌对非宿主植物油菜生长和Cd吸收积累的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料与方法 |
| 3.2.1 植物培养 |
| 3.2.2 促生菌纯化培养 |
| 3.2.3 试验设计 |
| 3.2.4 根系发育形态观察 |
| 3.2.5 叶绿素含量测定 |
| 3.2.6 植物生物量和Cd含量的测定 |
| 3.2.7 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 不同促生菌对油菜生长的影响 |
| 3.3.2 不同促生菌对油菜叶片叶绿素含量的影响 |
| 3.3.3 不同促生菌对油菜根系形态发育的影响 |
| 3.3.4 不同促生菌对油菜Cd含量和Cd积累量的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 东南景天促生菌提高油菜对Cd胁迫的响应机制研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料与方法 |
| 4.2.1 植物和促生菌的培养 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 植物生物量和Cd含量的测定 |
| 4.2.4 过氧化氢(H_2O_2)含量、抗氧化酶活性、丙二醛(MDA)含量、脯氨酸含量和谷胱甘肽(GSH)含量测定 |
| 4.2.5 RNA提取及相关基因表达水平的测定 |
| 4.2.6 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 接种Sa MR12 对油菜生长和Cd吸收积累的影响 |
| 4.3.2 接种Sa MR12 对油菜过氧化氢(H_2O_2)含量和丙二醛(MDA)含量的影响 |
| 4.3.3 接种Sa MR12 对油菜谷胱甘肽(GSH)含量和脯氨酸含量的影响 |
| 4.3.4 接种Sa MR12 对油菜抗氧化酶活性的影响 |
| 4.3.5 接种Sa MR12 对油菜抗氧化系统相关基因表达水平的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 东南景天促生菌影响油菜光合作用的机制研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验材料与方法 |
| 5.2.1 植物和促生菌的培养 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 植物生物量的测定 |
| 5.2.4 叶绿素含量和叶绿素荧光参数的测定 |
| 5.2.5 转录组测序分析 |
| 5.2.6 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 接种Sa MR12 对油菜生长的影响 |
| 5.3.2 接种Sa MR12 对油菜光合参数的影响 |
| 5.3.3 加权基因共表达网络分析(WGCNA) |
| 5.3.4 目标基因模块的GO注释及KEGG富集分析 |
| 5.3.5 关键基因的筛选 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 不同来源东南景天促生菌群对油菜生长、Cd吸收积累和根际细菌群落结构的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验材料与方法 |
| 6.2.1 促生菌的培养 |
| 6.2.2 盆栽试验 |
| 6.2.3 样品采集和植物生物量的测定 |
| 6.2.4 土壤理化性质的测定 |
| 6.2.5 土壤DNA提取及16S r RNA基因测序 |
| 6.2.6 生物信息学分析 |
| 6.2.7 数据分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 接种不同来源促生菌群对植物生长和Cd吸收的影响 |
| 6.3.2 接种不同来源促生菌群对土壤理化性质的影响 |
| 6.3.3 接种不同来源促生菌群对根际土壤细菌群落结构和组成的影响 |
| 6.3.4 根际土壤细菌群落与环境因子的关系 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 促生菌对油菜不同生育期生长和Cd吸收积累的田间效果研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 试验材料与方法 |
| 7.2.1 促生菌的培养 |
| 7.2.2 大田布置与试验设计 |
| 7.2.3 植物生物量和Cd含量的测定 |
| 7.2.4 植物Cd提取量和土壤Cd移除量的计算 |
| 7.2.5 数据分析 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 促生菌剂对油菜不同生育期生长的影响 |
| 7.3.2 促生菌剂对油菜籽粒产量的影响 |
| 7.3.3 促生菌剂对油菜不同生育期Cd含量的影响 |
| 7.3.4 促生菌剂对油菜不同生育期Cd积累量的影响 |
| 7.3.5 促生菌剂对油菜不同生育期Cd转运系数的影响 |
| 7.3.6 施用促生菌剂对植物Cd提取量和土壤Cd移除量的影响 |
| 7.4 讨论 |
| 7.5 本章小结 |
| 第八章 主要结论、创新点与研究展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间主要成果 |
（10）施用鸡粪有机肥对菜地土壤重金属累积特征及其环境风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 我国农业施肥现状及存在问题 |
| 1.1.2 我国畜禽粪便资源及排放状况 |
| 1.1.3 畜禽粪便有机肥的使用现状 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 施用有机肥对土壤理化性质的影响 |
| 1.2.2 施用有机肥对土壤重金属累积及生物有效性的影响 |
| 1.2.3 施用有机肥对土壤微生物群落的影响 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 不同剂量鸡粪有机肥对菜地土壤理化性质及微生物群落结构的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料与地点 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.2.3 测定项目及方法 |
| 2.2.4 数据处理与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 土壤理化性质分析 |
| 2.3.2 土壤中微生物的磷脂脂肪酸含量变化 |
| 2.3.3 生态学指数特征分析 |
| 2.3.4 土壤微生物群落主成分分析 |
| 2.3.5 土壤微生物与环境因子的RDA分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 鸡粪有机肥对菜地土壤重金属和微生物群落结构的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料与地点 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 测定项目及方法 |
| 3.2.4 数据处理与分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 施用鸡粪有机肥后土壤重金属累积特征 |
| 3.3.2 土壤微生物磷脂脂肪酸 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 长期施用鸡粪有机肥对菜地土壤重金属和微生物群落结构的影响 |
| 第一节 长期施用鸡粪有机肥对菜地土壤重金属累积特征及其环境风险研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验地点与试验设计 |
| 4.2.2 测定项目及方法 |
| 4.2.3 土壤重金属潜在风险评价 |
| 4.2.4 数据处理与分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同施肥年限对土壤理化性质的影响 |
| 4.3.2 不同施肥年限对土壤重金属全量的影响 |
| 4.3.3 不同施肥年限土壤重金属有效态含量及形态分布 |
| 4.3.4 土壤生态风险评价 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第二节 长期施用鸡粪有机肥对菜地土壤微生物群落和多样性的影响 |
| 4.6 引言 |
| 4.7 材料与方法 |
| 4.7.1 试验地点与试验设计 |
| 4.7.2 测定项目及方法 |
| 4.7.3 数据统计与分析 |
| 4.8 结果与分析 |
| 4.8.1 土壤样品测序深度及合理性分析 |
| 4.8.2 有机肥施用年限对土壤细菌和真菌群落丰富度和多样性的影响 |
| 4.8.3 有机肥施用年限对土壤细菌和真菌物种丰度的影响 |
| 4.8.4 施肥年限对土壤各处理样品菌群组成和结构分析 |
| 4.8.5 土壤细菌和真菌群落多样性和群落结构与环境因子的关系 |
| 4.9 讨论 |
| 4.10 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 本文创新点 |
| 5.3 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
四、重金属污染土壤的微生物响应（论文参考文献）
- [1]生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究[D]. 张兆鑫. 西安理工大学, 2021
- [2]湿法解毒后复溶铬渣堆场污染特征及复合微生物修复研究[D]. 闫潇. 北京有色金属研究总院, 2021(01)
- [3]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)
- [4]东南景天根际微生物的特异性稳定募集对镉污染农田的修复作用[D]. 王润泽. 浙江大学, 2021
- [5]新疆高海拔矿区环境污染评价及土壤微生物对环境因子的响应关系研究[D]. 袁程昱. 塔里木大学, 2021(08)
- [6]蚯蚓-植物协同移除土壤中铬的机制研究[D]. 韦杰. 扬州大学, 2021(02)
- [7]河池矿区土壤Cr抗性菌株的筛选及其生物学特性研究[D]. 宫达非. 广西师范大学, 2021(09)
- [8]钾改性蔗渣生物炭对蔗田及锰污染蔗田土壤固碳的影响及机理[D]. 李双莉. 广西师范大学, 2021(09)
- [9]东南景天促生菌对油菜生长和镉吸收积累的影响及其机理[D]. 王琼. 浙江大学, 2021
- [10]施用鸡粪有机肥对菜地土壤重金属累积特征及其环境风险研究[D]. 李可. 中国农业科学院, 2021