一、土壤肥力对其脲酶与汞镉关系的影响（论文文献综述）
龙月[1]（2019）在《钾肥、胶质芽孢杆菌对镉胁迫下蜀葵生长及镉吸收分配的影响》文中研究说明随着城市化、工业化的发展,土壤镉污染日益严重。单一植物修复技术存在效率低、周期长的缺点,人工干预强化的植物修复技术能提高植物对镉的吸收能力。本研究以四川乡土观赏花卉-蜀葵（Althaea rosea）为材料,采用土培盆栽方法研究了钾肥（KCl）、菌肥（胶质芽孢杆菌Bacillus mucilaginosus）对镉胁迫下蜀葵生长、各器官营养积累、镉吸收能力及根际土壤镉有效性的影响,旨在揭示化学钾肥与生物钾肥对蜀葵在镉胁迫下的镉吸收能力的影响。结果表明:（1）中低镉（25mg/kg、50mg/kg）浓度对蜀葵生物量有促进作用,高镉（100mg/kg）浓度显着抑制蜀葵生物量;施用钾肥能提高蜀葵生物量,但高镉（100mg/kg）高钾（1000mg/kg）则抑制蜀葵生物量。镉胁迫下蜀葵叶片可溶性蛋白含量先下降后上升,可溶性糖、MDA、脯氨酸含量则持续上升;但施钾后降低了MDA、脯氨酸含量,提高了可溶性蛋白含量,低镉浓度（25mg/kg）下施钾叶片可溶性蛋白含量上升,中高镉浓度（50mg/kg、100mg/kg）下施钾可溶性蛋白含量下降。（2）镉处理下,蜀葵各器官氮（N）、钙（Ca）、镁（Mg）吸收量显着上升（p<0.05）,磷（P）吸收显着下降（p<0.05）,钾（K）变化不明显;施钾处理后蜀葵N、P吸收显着下降（p<0.05）、K、Ca吸收显着提高（p<0.05）,Mg吸收变化不明显。（3）蜀葵各器官镉含量表现为根>茎>叶,镉转运系数<1,镉富集系数>1;施钾能提高各器官镉吸收量,低镉（25mg/kg）浓度下施钾肥显着提高蜀葵的镉转运系数、镉富集系数;中高镉（50mg/kg、100mg/kg）浓度下施钾显着提高蜀葵镉富集系数,降低镉的转运系数。镉胁迫下施钾能降低根际土壤pH值,提高碳酸盐结合态镉和有机质结合态镉,降低铁锰氧化态的镉含量。（4）中镉处理（50mg/kg）下,蜀葵生物量下降,增施菌肥能提高蜀葵各器官生物量,提高根/冠比;镉胁迫显着促进蜀葵根系N、Ca吸收,而对P、K、Mg吸收影响不显着,施用菌肥后蜀葵根系N吸收显着下降,P、K吸收显着上升,Ca吸收先增后降,Mg吸收变化不显着。（5）中镉处理（50mg/kg）下,施用胶质芽孢杆菌,蜀葵体内镉含量变化小,但镉积累量、富集系数及转运系数显着提高;施用菌肥蜀葵根际土壤pH值降低,有效态镉含量提高;中镉处理下蜀葵根际土壤脱氢酶、多酚氧化酶活性下降,脲酶、蔗糖酶活性提高。增施菌肥后蜀葵根际土壤脲酶、蔗糖酶、脱氢酶、多酚氧化酶显着提高。综上所述,镉胁迫下施用钾肥能促进蜀葵生长,活化蜀葵根际土壤镉,提高植物体内镉含量;施用菌肥对蜀葵镉吸收能力影响不明显,但能改善蜀葵根际土壤养分条件,促进蜀葵生物量提高,提高各器官总镉积累量。
王国庆,邓绍坡,冯艳红,郑丽萍,张亚,林玉锁[2]（2015）在《国内外重金属土壤环境标准值比较:镉》文中研究表明土壤镉污染危害农产品质量安全,影响生态环境和人体健康,开展镉的土壤环境标准值研究,合理制定中国镉的土壤环境标准值,对加强镉污染土壤环境管理具有重要意义。调研获取了包括北美、欧洲、亚太（亚洲及太平洋地区）和非洲等地区16个国家和2个国际组织共52个地区镉的土壤环境标准值数据156个。综合考虑标准值适用的土地利用方式,调研分析了32个农用地、70个住宅类用地和56个工业（含商业）类用地镉的土壤标准值。结果表明:（1）适用于农用地的GB 15618—1995《土壤环境质量标准》中镉的二级标准值,较国际农用地土壤环境标准值更严格;（2）中国香港特别行政区农村住宅用地、城市住宅用地镉的土壤修复目标值总体上较国际同类标准值更宽松,中国台湾地区非农用地土壤镉的监测标准和管制标准值低于国际同类标准值的中值水平;（3）与国际上工业类用地镉的土壤环境标准值相比,HJ 350—2007《展览会用地土壤环境质量评价标准（暂行）》A级和B级标准值较国外标准更严格;（4）制定镉的土壤环境标准值的目标与采用的技术方法、可接受风险水平与镉的毒性参数取值、土地利用方式与相应暴露情景假设以及健康风险评估模型与模型参数的不同,是导致不同国家和地区标准值存在差异的主要原因。该研究可望为中国不同用地方式镉的土壤环境标准值的制修订提供技术支持。
卢冠男,夏梦洁,贾丹阳,和文祥,吕家珑,韦革宏[3]（2014）在《我国14种典型土壤脲酶、脱氢酶活性对汞胁迫的响应》文中指出Hg作为环境的主要污染重金属之一,其对土壤酶的影响是表征其环境效应的重要方面,结果可为土壤环境监测等提供生物学依据.因此,本文通过室内模拟试验,较系统地分析了全国14种主要类型18个土样的脲酶和脱氢酶活性在Hg胁迫下的响应.结果表明,Hg会抑制土壤酶活性,其降幅随土壤类型的不同有明显差异;随着Hg含量的升高,土壤脲酶和脱氢酶活性均显着降低;模型U=A/（1+B×C）可较好地拟合酶活性（U）与汞含量（C）之间的关系,揭示出土壤脲酶和脱氢酶在一定程度上可监测土壤Hg污染的程度,且机理为完全抑制（包括竞争性抑制和非竞争性抑制）作用.同时,实验获得的供试土样脲酶的生态剂量（ED10）范围为0.080.77 mg·kg-1,脱氢酶ED10范围为0.112.58mg·kg-1,从土壤酶角度获得的土壤汞轻度污染临界值为0.08 mg·kg-1,此值要小于国家土壤质量标准中的二级标准.有机质、pH、CEC和粘粒显着影响了汞与土壤脱氢酶的关系,上述4个土壤性状参数值越高,汞对土壤酶的毒害作用就越弱;酸性土壤中汞的毒害作用强于碱性土壤.表明在我国主要土壤类型上,土壤脲酶、脱氢酶对Hg毒性均较为敏感,可在更广范围内作为Hg污染程度的监测指标之一.
乔园[4]（2012）在《土壤—玉米系统中汞的生态毒理效应研究》文中指出随着我国经济的快速发展，工业“三废”大量排放以及农药化肥的滥用，导致了大量重金属元素进入土壤，土壤环境遭到破坏且污染情况日益严重。汞及汞的化合物毒性很大，其一旦进入土壤，不能被土壤微生物所分解而稳定存在于土壤中，土壤生态环境受到破坏，并通过食物链危害人体健康，因此汞污染的生态毒理效应是环境科学研究领域研究的热点问题。土壤酶是土壤的重要组分之一，在营养物质循环、能量代谢等土壤生物化学过程发挥十分重要的作用。近些年，国内外学者开展了土壤重金属与酶活性关系的研究，但大多仅局限于单一或几个土样，且长期汞的毒害效应的研究较少。本文通过室内模拟试验和盆栽试验，以我国18个主要土壤类型的土壤为对象，研究汞污染下土壤酶活性的变化规律、Hg在土壤中的有效态变化及其对土壤微生物学指标和玉米生长的影响。主要结论如下：（1）Hg含量（C）与土壤酶活性（U）关系均达显着或极显着相关,揭示出土壤转化酶、脲酶、脱氢酶、芳基硫酸酯酶和磷酸酶活性在一定范围内可表征土壤的Hg污染程度。ED10与土壤理化性质关系密切，其与土壤有机质呈负相关，有机质含量高的土样因对Hg有吸附和配位作用，其酶活性受到的抑制程度较小，相应的ED10亦高。总体酶活性参数可以较为全面的评价Hg污染的毒害作用，Hg与土壤酶的作用机理为完全抑制（包括竞争性抑制和非竞争性抑制）。（2）长期Hg污染后，Hg形态变化总体表现为：同一土壤类型，Hg的水溶态、Mgcl2浸提态及EDTA浸提态含量均随着外源添加Hg浓度的增加而增加，土壤中汞的总量与这三种形态Hg含量存在正相关，而pH与这三种形态Hg含量在一定程度上呈负相关。有机质含量高的土壤中水溶态、Mgcl2浸提态及EDTA浸提态Hg含量低于有机质含量低的土样。三种形态Hg含量随着培养时间的延长呈下降趋势，对各形态Hg含量与培养时间进行对数拟合，大部分土样两者间呈显着或者极显着负相关（r*水=-0.713～-0.984**，r有效=-0.717*～-0.970**）。（3）长期Hg污染条件下，随老化时间的延长，不同土壤脱氢酶变化规律不尽相同，表现为：在酸性土中呈现先降低后增加的趋势；中性土中安徽黄棕壤缓慢略微降低，而江苏乌栅土总体表现为先降低后增加；土壤脲酶受到Hg的抑制，且随Hg含量增加，抑制率增大。随老化时间的延长，土壤脲酶活性总体上表现为先降低后增加的规律性变化。（4）在Hg胁迫下，除甘肃灌淤土和安徽黄棕壤外，其他土壤种植的玉米秸秆鲜重和穗重均减产；Hg胁迫对玉米千粒重的影响因土壤类型不同，湖南红壤、安徽黄棕壤和陕西塿土在低浓度Hg时，促使千粒重提高，高浓度Hg则导致千粒重下降，其他土样玉米千粒重均随着Hg浓度的胁迫而下降。（5）微生物量碳与有机质、全氮、碱解氮和CEC达到了显着或者极显着相关，相关系数分别为0.728**、0.771**、0.513*和0.701**。Hg胁迫下，微生物量碳总体上较对照降低，而呼吸强度在低浓度Hg时增大，高浓度Hg时降低，多数土样代谢商增大。（6）Hg胁迫下，除碱性土中的个别土样外，其它土壤脱氢酶活性总体上表现为抑制作用；脲酶活性因土壤类型不同，其变化规律也不同；芳基硫酸酯酶在酸性和中性土壤中表现为抑制作用，而在碱性土壤中其酶活性在低浓度时激活，高浓度时抑制。
隽英华,陈利军,武志杰,汪仁[5]（2012）在《N-丁基硫代磷酰三胺对淹水土壤脲酶动力学特征的影响》文中进行了进一步梳理研究了淹水状态下脲酶抑制剂N-丁基硫代磷酰三胺（NBPT）对东北4种典型土壤（黑土、白浆土、棕壤、褐土）脲酶动力学参数的影响。结果表明,NBPT对土壤脲酶动力学参数的作用程度受土壤类型、培养时间及其交互作用的显着影响。与对照相比,NBPT使土壤脲酶米氏常数（Km）增加,最大反应速率（Vmax）和Vmax/Km降低,表明NBPT对土壤脲酶的作用机理属于典型的混合型抑制。随培养时间延长,土壤脲酶Km降低,Vmax和Vmax/Km升高,表明NBPT对脲酶的抑制效力逐渐减弱。黑土、白浆土脲酶Km值小于棕壤和褐土,而Vmax则大于棕壤和褐土,表明土壤肥力水平能够影响土壤脲酶的动力学参数。相关分析表明,土壤脲酶Km与粘粒和粉粒含量呈显着正相关关系,与pH值呈显着负相关关系;而Vmax和Vmax/Km的相关性则正好与此相反。
隽英华,陈利军,武志杰,汪仁,宫亮,张玉鑫[6]（2011）在《氢醌对淹水土壤脲酶动力学特征的影响》文中进行了进一步梳理通过模拟试验研究了正常水分和淹水条件下氢醌影响的土壤脲酶动力学特征。结果显示,培养时间、土壤类型、土壤水分及其相互作用显着影响土壤脲酶动力学参数的变化。与对照相比,HQ使土壤脲酶Km增加和Vmax降低,表明HQ属于典型的混合型抑制剂。随着培养时间延长,在正常水分和淹水条件下,HQ处理土壤脲酶Km降低,而Vmax和Vmax/Km升高。褐土脲酶Km的增加幅度及Vmax和Vmax/Km的降低幅度远远大于其它3种供试土壤。与正常水分相比,淹水对土壤脲酶动力学参数无显着性影响。相关分析表明,土壤脲酶动力学参数Km、Vmax和Vmax/Km与土壤理化性质存在显着的相关关系。
严金龙[7]（2011）在《湿地、稻田土壤酶分布与活性及生态功能指示》文中进行了进一步梳理全球碳循环已成为当前气候变化和区域可持续发展研究的核心。碳素循环的特点基本上能够反映生态系统物质循环的总体特征。土壤酶系土壤微生物、植物根系及动物等分泌释放,在土壤碳循环中起着重要的作用,它参与了土壤中一切复杂的生物化学过程,如土壤腐殖质组分的合成及其分解,有机物质、动植物和微生物残体的水解与转化以及土壤中氧化还原反应等。土壤有机质不仅是土壤酶促反应底物的主要供源,而且还可以作为土壤微生物、酶和矿物质的有机载体,是土壤固相中最复杂的系统,是土壤肥力的主要物质基础。对不同造纸废水灌溉年限的盐城海涂芦苇湿地生态系统中表层土壤的理化性质进行了对比分析,并考察了长期污灌后以土壤酶活性为指标的土壤微生物学特征的变异规律。与对照区相比,污水灌溉区土壤pH值、电导率、总有机碳（TOC）、总凯氏氮（TKN）、有效磷和有效钾含量等理化指标值明显提高。弱碱性的造纸废水显着增加了湿地土壤中钠元素的含量,是土壤盐碱化加重的一个重要驱动因素,应引起高度重视。湿地土壤中重金属含量亦有明显增加的趋势。灌溉4a后的土壤中β-葡萄糖苷酶的活性提高显着（115.3%）,酸性磷酸酶和碱性磷酸酶的活性则分别增加了26.2%和45.9%,蛋白酶活性也增加了12.6%。然而脲酶活性却未发现有显着变化,可能与湿地土壤集聚的重金属元素抑制作用有关,尚需要进一步的深入探讨。湿地土壤短期灌溉实验研究发现：短期内（25 d）酶活性的应激行为表现出显着激活效应,并未出现活性抑制现象,且造纸废水灌溉CODCr值越高,各种酶的活性和土壤呼吸速率受刺激的程度越大,酶活性和土壤基础呼吸速率（R25）与土壤短期污灌强度之间具有良好的相关性,同时五种供试酶之间也密切相关,说明造纸废水灌溉下的土壤碳、氮和磷循环是协同与和谐的。因此,利用湿地生态系统处理造纸废水,必须加强控制进水水质。在关注湿地生态处理系统中氮、磷和CODCr等指标去除效率的同时,必须掌握湿地系统本身理化性质和微生物变异规律,密切关注湿地生态处理系统的能力和限度。采用室内模拟恒温培养方法,研究了不同浓度、不同胁迫时间下重金属Cd2+和Hg2+对水稻土脲酶、蔗糖转化酶和淀粉酶活性的影响。结果表明,中高浓度的Cd2+和Hg2+可显着地抑制土壤脲酶,蔗糖转化酶和淀粉酶的活性,定浓度抑制率随着胁迫时间的延长和重金属胁迫浓度的增加而增大。运用对数方程可以很好的描述重金属胁迫浓度与三种酶活性抑制率之间的关系（r2>0.902）。考察了三种应试酶的生态剂量ED50值,发现不同处理时间脲酶的ED50值均低于蔗糖转化酶和淀粉酶的ED50值,说明不同土壤酶类对重金属的敏感性有明显差异,脲酶对重金属污染响应较为敏感。各种土壤酶在土壤基质中的特定分布与土壤有机质组成、结构、质量及有机碳周转速率密切相关。以江苏宜兴水稻土为对象,运用土壤有机质物理分级方法,考察了不同土壤酶分布特点。结果表明：各种水解酶在土壤各级物理组分中呈现明显不同的分布特点。与颗粒态有机碳（POM）具有较快周转速率相一致的是土壤中多糖类降解酶在POM分级组分中具有最高的活性分布。过氧化氢酶,脱氢酶和蔗糖转化酶主要分布在POM和粘粒物理分级组分中,砂粒组分中活性最低。多酚氧化酶和脲酶参与了土壤有机质的腐殖化,最大活性分布是在粘粒中,且与有机碳周转速率较慢相一致。预示着土壤矿物组分对土壤酶的固定及有机质矿化的保护,可能是土壤有机质的腐殖进程和有机碳周转速率的重要影响因素。土壤酶多以物理、化学方式吸附在土壤有机、无机胶体或有机-无机复合体表面,或与腐殖质形成配合物,其酶促反应动力学和热力学行为与游离酶有较大差异。为更好地认识酶在土壤颗粒胶体表面的吸附、固定机制与催化活性,详细研究了碳循环相关酶β-葡萄糖苷酶在水稻土土壤胶体颗粒（含有机质粗颗粒COP、无有机质粗颗粒CIP、含有机质细颗粒FOP及无有机质细颗粒FIP）表面的吸附和固定行为,考察了不同土壤颗粒固定化β-葡萄糖苷酶的底物催化生物化学反应的动力学和热力学特征。结果表明：由于FOP和FIP具有较大的比表面积和较高的铁氧化物含量,表现出较大的β-葡萄糖苷酶吸附量（q0）和较低的吸附亲和力（KL）。粗颗粒表面吸附的β-葡萄糖苷酶的脱附率达27.6-28.5%,高于细颗粒外表面的吸附β-葡萄糖苷酶的脱附率（17.520.2%）。COP和CIP固定化β-葡萄糖苷酶活性分别为游离酶的72.4和69.8%,而细颗粒吸附β-葡萄糖苷酶的活性达到游离酶的79-81%。基于水稻土土壤胶体颗粒支持保护作用,土壤胶体颗粒固定化酶活性对pH值和温度变化响应不如游离酶敏感。在25℃条件下,经过30 d的存储,游离β-葡萄糖苷酶能够保有其初期活性的66.2%,而土壤胶体颗粒固定化β-葡萄糖苷酶的活性仍有初期活性的77.1-82.4%。总体上说,土壤胶体颗粒固定化β-葡萄糖苷酶酶促反应动力学米氏常数Km值增大,而最大反应速度vmax值降低,可能是土壤胶体颗粒固定化作用改变了酶分子活性点的空间结构或土壤颗粒基质对底物的传质阻力增大的原因。土壤胶体颗粒固定化β-葡萄糖苷酶酶促反应热力学研究发现：固定化β-葡萄糖苷酶具有较低的Ea,ΔHa和Q10值,且Q10值介于1.32-1.50,也意味着不同土壤胶体粒子固定下的β-葡萄糖苷酶表现出较高的热稳定性,上述研究结果将有助于土壤碳循环和碳储存中酶促机制的进一步研究。
许辉[8]（2011）在《土壤腐殖酸对脲酶活性和稳定性的影响》文中认为本课题以土壤腐殖酸和脲酶为试验材料,利用红外光谱、透射电镜、荧光光谱等方法研究了腐殖酸的基本性质,探讨了不同pH值、离子强度、时间、铜离子及其不同类型腐殖酸对脲酶活性和稳定性的影响,分析了不同条件下腐殖酸与脲酶相互作用特点。取得的主要结果有：1.脲酶-腐殖酸复合物中酶活性随体系腐殖酸量的增加而逐渐减弱,但不同pH条件下减弱的程度不同。pH4.0时,腐殖酸与酶的质量比（f=mHS/m）≥0.1时,脲酶的相对活性降为0；pH5.0时,脲酶的活性随f的增加快速减弱,f>0.4时相对活性在0.5%-1.5%之间；pH7.0时,脲酶-胡敏酸复合物中酶的活性略有减小,相对活性稳定在93.0%左右,而脲酶-富里酸复合物中酶活性无明显变化；pH8.0时,腐殖酸对脲酶有一定程度的激活作用,相对活性可高达113.1%。脲酶与腐殖酸结合后导致活性位点减少,腐殖酸和脲酶的底物形成了竞争作用,导致酶活性下降。2.不同的pH下,离子强度对复合物中脲酶产生活化或抑制作用。pH5.0时,随着f的增加,KCl=0.05M时脲酶-胡敏酸复合物中酶活性变化不明显,而脲酶-富里酸复合物中酶产生活化作用,相对活性增加3.0%-8.14%；当pH7.0时,KCl=0.05M时对复合物中酶产生抑制作用,但随着f的增加,复合物对脲酶活性活化程度出现先增加后减弱的趋势。3.在pH7.0、8.0时,游离脲酶和复合物随时间的延长活性逐渐减弱,其中胡敏酸对脲酶的保护作用最显着。pH7.0时,高f下复合物中酶活性下降缓慢,到12d.时,脲酶-胡敏酸复合物酶活性降为0,而脲酶-富里酸复合物中f≥0.8时脲酶活性可达16.9%。当pH8.0时,脲酶-胡敏酸复合物中酶活性随着时间的延长下降缓慢,至12d.时,复合物中脲酶的活性随着f依次增加,f=1.0时高达59.0%；而脲酶-富里酸复合物中酶活性与pH7.0相似。4.在不同浓度铜离子存在下,脲酶-腐殖酸复合物中酶活性随f的增加而逐渐增加,腐殖酸对脲酶有较强的保护作用。铜离子加入到复合物中酶的活性比脲酶、胡敏酸、铜离子同时加入时的要高,并且随着f的增加酶活性逐渐增加。5.由同步荧光光谱可得酪氨酸和色氨酸的荧光强度在pH=7.0时最大。脲酶-胡敏酸复合物的激发光谱中荧光强度随着f的增加出现逐渐减弱的趋势,当f=1.0时,脲酶中氨基酸的荧光强度降为0。这主要是由于腐殖酸对脲酶的包裹和碰撞照成的。
谭向平[9]（2010）在《黄土高原沟壑区土壤生物学特征研究》文中研究说明土壤酶是土壤重要组分之一,在营养物质转化、能量转移、污染物清除等过程中发挥着重要作用,同时其与土壤质量的关系也是人们关注的主要课题之一。本文采用非缓冲液法,对黄土高原沟壑代表区域——长武县土壤酶（转化酶、纤维素酶、淀粉酶、脲酶、蛋白酶、磷酸酶、芳基硫酸酯酶、过氧化氢酶、脱氢酶、尿酸盐酶）特征及微生物区系进行了较为系统的研究,并借助动力学手段研究了土壤酶酶促反应的机理及与土壤性质间的关系。以期筛选获得可较敏感反映土壤肥力水平的酶类,构建土壤酶学监测指标,完善土壤酶学理论等,最终从土壤酶角度,为该地土壤质量评价提供依据;为当地农业的可持续发展奠定基础。本论文研究获得的主要结果如下:（1）黄土高原沟壑区农田土壤十种土壤生化活性中仅脲酶、转化酶、磷酸酶、脱氢酶及呼吸强度与大多数化学性质达显着或极显着相关水平,且其变异系数较大,揭示此五种生化活性关系密切,对土壤环境条件改变更敏感。可在一定程度上可指示土壤肥力水平的高低。（2）黄土高原沟壑区果园表层土壤的转化酶、脲酶、磷酸酶、脱氢酶活性比下层分别大1.2、1.5、1.6、1.3倍,表层土壤有机质含量是下层的1.2倍,反映出这四种酶与果园土壤有机质变化是一致的;不同果园中酶空间变化的情况是不同的,随土层加深,磷酸酶、脲酶活性显着下降的比例分别为96%、88%,而转化酶和脱氢酶活性的较差,只达到60%、52%,过氧化氢酶活性变化趋势不明显;相关分析结果表明土壤酶与土壤化学性质关系十分密切,揭示出土壤脱氢酶、磷酸酶、转化酶、脲酶可作为本地区果园土壤的肥力指标。主成分分析构建的土壤酶—化学性质综合信息系统不仅可以反映出土壤酶与土壤化学性质对土壤肥力的贡献及其相互关系,而且综合得分能够直接反映出土壤肥力水平的高低,可作为土壤质量评价的指标之一。（3）黄土高原沟壑区高肥力土壤中水解酶Km高于低肥力,但差别不大,均为同一数量级。不同肥力间的脲酶Vmax、Vmax/Km、k值达到显着性差异。转化酶Vmax/Km、k能够反映土壤酸碱度的变化,脲酶动力参数与化学性质达到显着相关,表明脲酶的动力学参数Vmax、Vmax/Km、K可作为该地区土壤肥力评价的指标之一。（4）利用稀释平板法研究土壤微生物区系的变化,发现细菌占土壤微生物总数83.35%～93.47%、真菌小于0.02%、放线菌占6.51%～23.07%。反映该地农田土壤微生物多样性的Shannon-Wiener指数、Simpson指数、Mcintosh指数范围分别在0.24～0.56、0.12～0.36、0.80～0.94之间。相关分析表明多样性指数较好地反映了该地土壤肥力的水平,可作为土壤质量监测的生物学指标之一。（5）计算获得了我们构建的土壤总体酶活性指标（TEI）,其与其他土壤生物学指标BIF、EAN一起与土壤化学性质相关分析结果表明,除EAN外,二者关系均达到极显着正相关,尤以TEI、TEI5最佳;主成分分析得到的土壤肥力综合得分与三个参数BIF、TEI和TEI5均达极显着正相关,揭示出土壤酶参数TEI可作为土壤肥力水平指标之一。表明相对单个酶活性参数来讲,总体酶活性指标更具准确、适应性更广泛。（6）黄土高原沟壑区宅基地通过一年的复垦后,有机肥+菌肥和有机肥处理增强了土壤转化酶、脲酶、磷酸酶、芳基硫酸酯酶、脱氢酶活性、呼吸强度和放线菌数量,施用化肥、复合肥对土壤酶和微生物数量影响不大。过氧化氢酶对不同施肥制度反应不敏感。总体酶活性指标（TEI）可以很好的评价不同施肥措施对土壤生物学性质的影响,并从各方面获得有机肥能够增强宅基地土壤生化活性和肥力水平,是一个很好的改良措施。综上所述,非缓冲液法更能准确反映土壤酶的真实状况;总体酶活性指标TEI可作为本地区土壤肥力评价及预警的指标。但要利用此指标来对该地区农田土壤肥力质量进行分级,还得作进一步的研究。
肖昕[10]（2009）在《重金属复合污染对小麦的毒理效应及其微观机制》文中提出土壤重金属污染已成为我国粮食安全的主要隐患之一,而中低浓度重金属复合污染的毒理效应及其毒害机理目前研究尚少。本论文通过皿培实验和盆栽实验,系统地研究了土壤中Cu、Cd、Pb和Zn四种重金属在单一与两两交互作用下对小麦幼苗的毒理效应和重金属的动态富集规律,利用透射电镜研究了重金属污染对小麦幼苗的微观伤害,探讨了重金属胁迫下小麦过程中土壤酶对重金属的响应和重金属在小麦植株中的富集特征,主要结论如下:（1）系统地研究了重金属交互作用对小麦幼苗各生理特性的影响及重金属在小麦幼苗中的富集特征。结果表明,交互作用对小麦各生长及生理指标均有不同程度的拮抗作用,其中对根伸长的作用最大（变异系数最大）,交互组合中各元素及其交互作用对Cu、Cd、Zn富集量的影响均达到显着水平以上,而对Pb富集量的影响均达到极显着水平,该结论为土壤重金属污染早期预测提供了依据。（2）通过对小麦根尖及叶片细胞亚显微结构的观测,分析了不同金属元素及其交互作用对小麦细胞的损伤机制及其在小麦细胞中沉积状态。微观测试表明,不同细胞器对重金属及其交互作用的响应存在较大差异,小麦细胞利用细胞壁的吸附作用和液泡储存作用减少重金属对细胞器的损伤,而重金属浓度突破植物抗性范围后会对线粒体、细胞核、叶绿体等细胞器造成严重的损伤,微观观测结果与理化分析结果一致。论文观测到了部分重金属交互胁迫下小麦幼苗细胞由完整到完全破坏的全过程,为进一步揭示复合重金属对小麦毒害的微观机制提供了理论依据。（3）利用盆栽实验,跟踪监测了小麦生长全过程中小麦根区与非根区土壤蔗糖酶活性、脲酶活性和过氧化氢酶活性对重金属及其交互作用的响应,发现重金属的胁迫对小麦根区与非根区土壤中蔗糖酶活性和尿酶活性总体表现为抑制作用,其抑制作用的强弱与重金属的胁迫量有关,而过氧化氢酶活性与小麦生长过程的相关性更显着;根区土壤蔗糖酶活性、脲酶活性、过氧化氢酶活性总体上大于非根区,根际效应对土壤酶活性的促进顺序为蔗糖酶活性>过氧化氢酶活性>脲酶活性。（4）利用正交实验系统地分析了小麦不同生长时期复合重金属在小麦植株中富集特性,结果表明:重金属在小麦各生长时期总体表现为根、茎和叶片中的富集量大于颖壳和籽实,且富集量与重金属胁迫量显着性相关;重金属交互作用下,不同生长时期小麦不同部位对重金属富集特征不同,总体而言生长前期>生长后期;小麦各部位中重金属的富集量大多与该金属的胁迫量显着性相关,且相关性随小麦的生长降低。（5）与食品卫生标准比较,单因子实验条件下小麦籽实中镉、铅、锌的含量均超过了食品卫生标准;重金属的交互作用在一定程度上扩大了小麦中重金属富集量的域值范围,且各金属含量均出现了一定程度的超标现象,其中Zn的超标率最大,而Cd的超标倍数最大,可以推断重金属污染区域烟农19小麦易受污染。
二、土壤肥力对其脲酶与汞镉关系的影响（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、土壤肥力对其脲酶与汞镉关系的影响（论文提纲范文）
（1）钾肥、胶质芽孢杆菌对镉胁迫下蜀葵生长及镉吸收分配的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 土壤重金属污染及植物修复研究现状 |
| 1.2 土壤重金属的植物修复强化措施研究进展 |
| 1.2.1 钾肥对镉胁迫的缓解作用及土壤镉有效性的影响 |
| 1.2.2 胶质芽孢杆菌对镉胁迫的缓解作用及土壤镉有效性的影响 |
| 1.3 蜀葵耐镉胁迫及修复强化研究现状 |
| 2 研究目的与意义 |
| 3 研究内容、材料与方法 |
| 3.0 研究内容 |
| 3.1 技术路线 |
| 3.2 试验材料 |
| 3.3 试验设计及指标测定 |
| 3.3.1 钾肥(KCl)对镉胁迫下蜀葵的生理特性及镉吸收能力的影响 |
| 3.3.2 胶质芽孢杆菌对镉胁迫下蜀葵的生理特性及镉吸收能力的影响 |
| 3.4 数据处理及统计分析方法 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 镉胁迫下钾肥对蜀葵生理特性及镉吸收能力的影响 |
| 4.1.1 镉胁迫下钾肥对蜀葵生长的影响 |
| 4.1.2 钾肥对镉胁迫下蜀葵渗透调节物质的影响 |
| 4.1.3 钾肥对镉胁迫下蜀葵养分元素积累的影响 |
| 4.1.4 钾肥对镉胁迫下蜀葵各器官镉吸收能力的影响 |
| 4.1.5 钾肥对镉胁迫下蜀葵根际土壤pH及镉形态的影响 |
| 4.2 胶质芽孢杆菌对镉胁迫下蜀葵生长及镉吸收能力的影响 |
| 4.2.1 胶质芽孢杆菌对镉胁迫下蜀葵生长的影响 |
| 4.2.2 胶质芽孢杆菌对镉胁迫下蜀葵养分元素吸收的影响 |
| 4.2.3 胶质芽孢杆菌对蜀葵各器官镉吸收能力的影响 |
| 4.2.4 胶质芽孢杆菌对镉胁迫下蜀葵根际土壤pH值及镉形态的影响 |
| 4.2.5 胶质芽孢杆菌对镉胁迫下蜀葵根际土壤酶活性的影响 |
| 5 讨论 |
| 5.1 钾肥对镉胁迫下蜀葵的生理特性及镉吸收能力的影响 |
| 5.1.1 钾肥对镉胁迫下蜀葵生长的影响 |
| 5.1.2 钾肥对镉胁迫下蜀葵养分元素吸收的影响 |
| 5.1.3 钾肥对蜀葵镉吸收能力及根际土壤镉形态的影响 |
| 5.2 胶质芽孢杆菌对镉胁迫下蜀葵生理响应及镉吸收能力的影响 |
| 5.2.1 胶质芽孢杆菌对镉胁迫下蜀葵生物量的影响 |
| 5.2.2 胶质芽孢杆菌对镉胁迫下蜀葵养分元素吸收的影响 |
| 5.2.3 胶质芽孢杆菌对蜀葵镉吸收能力及根际土壤有效态镉的影响 |
| 5.2.4 胶质芽孢杆菌对镉胁迫下蜀葵根际土壤酶活性的影响 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附图 |
| 致谢 |
（2）国内外重金属土壤环境标准值比较:镉（论文提纲范文）
| 1镉与土壤环境标准值 |
| 1. 1镉及土壤环境行为 |
| 1. 2镉的生物富集效应 |
| 1. 3镉的人体健康毒性 |
| 1. 4镉的陆生生态毒性 |
| 1. 5标准值调研分析方法 |
| 2土壤环境标准值比较分析 |
| 2. 1农用地土壤标准值 |
| 2. 2住宅类用地土壤标准值 |
| 2. 3工业类用地土壤标准值 |
| 3镉的土壤环境标准值差异性分析 |
| 3. 1制订标准值的目标与采用的技术方法不同 |
| 3. 2可接受风险水平与镉毒性参数取值不同 |
| 3. 3土地利用方式与对应暴露情景假设不同 |
| 3. 4健康风险评估模型与模型参数取值不同 |
| 4结论与建议 |
（3）我国14种典型土壤脲酶、脱氢酶活性对汞胁迫的响应（论文提纲范文）
| 1 引言(Introduction) |
| 2 材料与方法(Materials and methods) |
| 2.1 供试土样 |
| 2.2 试验方案 |
| 2.3 数据分析 |
| 3 结果与分析(Results and analysis) |
| 3.1 Hg对土壤脲酶活性的影响 |
| 3.2 Hg对土壤脱氢酶活性的影响 |
| 4 结论(Conclusions) |
（4）土壤—玉米系统中汞的生态毒理效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 土壤中 Hg 的主要来源 |
| 1.1.3 Hg 污染对动物、植物、微生物造成的危害 |
| 1.1.4 重金属在土壤中形态及生物有效性 |
| 1.2 土壤酶概述 |
| 1.2.1 土壤酶的来源 |
| 1.2.2 土壤酶的分类 |
| 1.3 重金属与土壤酶关系的研究现状 |
| 1.3.1 重金属对土壤酶作用机理 |
| 1.3.2 重金属对土壤酶活性影响的研究 |
| 1.3.3 土壤中重金属形态对土壤酶活性的影响 |
| 1.3.4 重金属对土壤酶动力学的影响 |
| 1.4 土壤酶作为重金属污染指标的研究 |
| 1.5 立题依据 |
| 第二章 短期汞污染的土壤酶效应研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试土样 |
| 2.1.2 试验方案 |
| 2.1.3 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 Hg 对土壤转化酶活性的影响 |
| 2.2.2 Hg 对土壤脲酶活性的影响 |
| 2.2.3 Hg 对土壤磷酸酶活性的影响 |
| 2.2.4 Hg 对土壤芳基硫酸酯酶活性的影响 |
| 2.2.5 Hg 对土壤脱氢酶活性的影响 |
| 2.2.6 Hg 对土壤总体酶活性的影响 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 长期污染后有效态 Hg 变化的初步研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试土样 |
| 3.1.2 试剂 |
| 3.1.3 试验方案 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 不同土壤中水溶态 Hg 含量的变化 |
| 3.2.2 不同土壤中 Mgcl2浸提态 Hg 含量的变化 |
| 3.2.3 不同土壤中 EDTA 浸提态 Hg 含量的变化 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 长期污染下 Hg 对土壤酶活性的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.1.3 数据分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 Hg 对土壤脱氢酶活性的影响 |
| 4.2.2 Hg 对土壤脲酶活性的影响 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 Hg 对玉米生长发育的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 试验设计 |
| 5.1.3 测定项目 |
| 5.1.4 数据处理 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 Hg 对玉米秸秆鲜重的影响 |
| 5.2.2 Hg 对玉米穗重的影响 |
| 5.2.3 Hg 对玉米籽粒产量的影响 |
| 5.2.4 Hg 对玉米千粒重的影响 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 玉米对 Hg 与土壤酶活性及微生物特征关系的影响 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 供试材料 |
| 6.1.2 测定项目及方法 |
| 6.1.3 数据处理 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 Hg 污染土壤的微生态效应 |
| 6.2.2 Hg 污染土壤的酶活性变化 |
| 6.3 小结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（5）N-丁基硫代磷酰三胺对淹水土壤脲酶动力学特征的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试土壤 |
| 1.2 分析方法 |
| 1.2.1 土壤理化性质测定[13] |
| 1.2.2 试验设计和脲酶活性测定 |
| 1.2.3 酶促反应动力学参数计算 |
| 1.2.4 数据处理与统计分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 米氏常数 |
| 2.2 最大反应速率 |
| 2.3 最大反应速率/米氏常数 |
| 3 结论 |
（6）氢醌对淹水土壤脲酶动力学特征的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试土样 |
| 1.2 测定方法 |
| 1.2.1 土壤理化性质测定[11] |
| 1.2.2 脲酶活性测定 |
| 1.2.3 酶促反应动力学参数计算 |
| 1.2.4 数据处理与统计分析 |
| 2 结果和分析 |
| 2.1 Km |
| 2.2 Vmax |
| 2.3 Vmax/Km |
| 2.4 土壤酶促反应动力学参数与土壤理化因子的关系 |
| 3 结论 |
（7）湿地、稻田土壤酶分布与活性及生态功能指示（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 文献综述 |
| 一、土壤酶的来源与种类 |
| 二、土壤酶的分布 |
| (一) 土壤酶的剖面分布 |
| (二) 根际土壤酶与本土酶 |
| (三) 土壤酶的团聚体分布 |
| (四) 不同植被生态条件下土壤酶的分布 |
| 三、土壤酶的固定机制 |
| (一) 土壤矿物与酶的作用 |
| (二) 土壤有机质与酶的相互作用 |
| (三) 根系分泌物对土壤酶的固定的影响 |
| 四、土壤酶活性的影响机制 |
| (一) 土壤理化性质对土壤酶活性的影响 |
| (二) 土壤酶活性的季节变化规律 |
| (三) 不同施肥制度下土壤酶活性 |
| (四) 不同种植制度下土壤酶活性 |
| (五) 不同耕作制度下土壤酶活性 |
| (六) 外源污染物胁迫下的土壤酶活性 |
| 五、土壤酶促反应动力学和热力学特征研究进展 |
| 六、存在问题 |
| 七、研究内容与技术路线 |
| 第一章 湿地土壤理化性质和酶活性及废水灌溉下的变化特征 |
| 1.1 长期试验基地 |
| 1.1.1 基地简介 |
| 1.1.2 造纸废水芦苇湿地处理工艺 |
| 1.2 材料和方法 |
| 1.2.1 土壤采样 |
| 1.2.2 土壤理化性质测试 |
| 1.2.3 土壤造纸废水胁迫短期培养试验及土壤呼吸的测定 |
| 1.2.4 土壤酶活性的测定 |
| 1.3 结果与讨论 |
| 1.3.1 造纸废水长期灌溉对芦苇湿地土壤理化性质的影响 |
| 1.3.2 造纸废水长期灌溉对芦苇湿地土壤酶活性的影响 |
| 1.3.3 造纸废水短期灌溉对芦苇湿地土壤酶活性和土壤呼吸的影响 |
| 1.4 本章小结 |
| 第二章 重金属污染土壤酶活性的变化及生态剂量 |
| 2.1 材料和仪器 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 试剂及仪器 |
| 2.1.3 实验方案 |
| 2.1.4 测定项目与方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 重金属污染对土壤酶活性的影响 |
| 2.2.2 重金属对土壤酶的定浓度抑制率及生态剂量ED_(50)(Ecology Dose) |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 水稻土有机碳分组组分中土壤酶的分布 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 土壤采集及预处理 |
| 3.1.2 土壤物理分级 |
| 3.1.3 土壤有机碳(C_(org))和总氮(N_t)分析 |
| 3.1.4 土壤酶活性分析 |
| 3.1.5 数理统计与分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 土壤物理分级组分 |
| 3.2.2 土壤物理分级组分的C_(org)和N_t |
| 3.2.3 水稻土及其物理分级组分的土壤酶活性 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 水稻土活性颗粒上B-葡萄糖苷酶的吸附与固定及酶促反应动力学和热力学特征 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 化学试剂及溶液配制 |
| 4.1.2 供试土壤及活性颗粒制备 |
| 4.1.3 土壤及其活性颗粒理化测试 |
| 4.1.4 土壤胶体活性颗粒上β-葡萄糖苷酶的吸附实验 |
| 4.1.5 土壤胶体活性颗粒上吸附β-葡萄糖苷酶的脱附实验 |
| 4.1.6 β-葡萄糖苷酶活性测定及其酶促反应动力学、热力学特征 |
| 4.1.7 数理统计方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 土壤活性颗粒理化性质 |
| 4.2.2 土壤活性颗粒表面β-葡萄糖苷酶的吸附行为 |
| 4.2.3 土壤活性颗粒表面吸附β-葡萄糖苷酶的脱附行为 |
| 4.2.4 土壤活性颗粒表面固定化β-葡萄糖苷酶的表观活性 |
| 4.2.5 土壤活性颗粒表面固定化β-葡萄糖苷酶的老化行为 |
| 4.2.6 pH值影响下的土壤活性颗粒表面固定化β-葡萄糖苷酶表观活性 |
| 4.2.7 温度影响下的土壤活性颗粒表面固定化β-葡萄糖苷酶表观活性 |
| 4.2.8 土壤活性颗粒表面固定化β-葡萄糖苷酶促反应动力学行为 |
| 4.2.9 土壤活性颗粒表面固定化β-葡萄糖苷酶促反应热力学行为 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 全文讨论与结论 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 缩略语一览表 |
| 攻读学位期间发表论文目录 |
| 致谢 |
（8）土壤腐殖酸对脲酶活性和稳定性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 酶与土壤粘粒矿物相互作用特点 |
| 1.2 酶与土壤腐殖酸的作用特点 |
| 1.3 脲酶的研究意义 |
| 1.4 脲酶的结构与基本特征 |
| 1.5 脲酶活性的影响因素 |
| 1.5.1 pH值的影响 |
| 1.5.2 重金属的影响 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 酶试剂 |
| 2.2 土壤胡敏酸和富里酸的提取与纯化 |
| 2.3 土壤中胡敏酸和富里酸的基本性质的测定 |
| 2.3.1 元素组成的测定 |
| 2.3.2 官能团的测定 |
| 2.3.3 表面基团的测定 |
| 2.3.4 形貌观察 |
| 2.3.5 腐殖酸表面电荷测定 |
| 2.4 脲酶活性测定 |
| 2.5 脲酶与腐殖酸复合物中脲酶的活性 |
| 2.5.1 pH值影响 |
| 2.5.2 复合时间影响 |
| 2.5.3 离子浓度影响 |
| 2.6 铜离子对复合物中脲酶活性的影响 |
| 2.6.1 脲酶、腐殖酸、铜离子同时加入时对脲酶活性的影响 |
| 2.6.2 铜离子对复合物中脲酶活性的影响 |
| 2.7 荧光光谱测定 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 胡敏酸和富里酸基本性质 |
| 3.1.1 元素组成特点 |
| 3.1.2 官能团特点 |
| 3.1.3 红外光谱特征 |
| 3.1.4 透射电镜特征 |
| 3.1.5 腐殖酸表面的质子吸附 |
| 3.2 脲酶-腐殖酸复合物中脲酶的活性 |
| 3.2.1 pH值影响 |
| 3.2.2 离子强度的影响 |
| 3.2.3 时间对脲酶-胡敏酸复合物的影响 |
| 3.2.4 时间对脲酶-富里酸复合物的影响 |
| 3.3 铜离子对脲酶-腐殖酸复合物酶活性影响 |
| 3.3.1 铜离子对脲酶活性影响 |
| 3.3.2 胡敏酸对脲酶的影响 |
| 3.3.3 富里酸对脲酶的影响 |
| 3.4 脲酶的荧光光谱特征 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）黄土高原沟壑区土壤生物学特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 土壤酶在土壤质量评价的研究现状 |
| 1.1 土壤酶研究进展 |
| 1.1.1 土壤酶的来源、存在状态及分布 |
| 1.1.2 土壤中关键酶的研究 |
| 1.1.3 土壤酶对农业措施响应 |
| 1.2 土壤酶作为土壤质量指标研究 |
| 1.2.1 土壤质量 |
| 1.2.2 土壤酶学指标 |
| 1.3 研究展望 |
| 第二章 黄土高原沟壑区农田土壤酶活性研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区域 |
| 2.1.2 供试材料 |
| 2.1.3 测定方法 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 土壤生化活性的变化特征 |
| 2.2.2 土壤酶与化学性质的相关分析 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 黄土高原沟壑区苹果园土壤酶特征的研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试土样 |
| 3.1.2 测定方法 |
| 3.1.3 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 土样有机质特征的变化 |
| 3.2.2 土壤酶活性的变化特征 |
| 3.2.3 不同种植年限土壤酶变化特征 |
| 3.2.4 土壤酶活性及与化学性质相关分析 |
| 3.2.5 土壤酶与土壤化学性质的主成分分析 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 黄土高原沟壑区农田土壤酶动力学特征 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.1.3 数据分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 土壤酶动力学参数特征 |
| 4.2.2 农田不同肥力下水解酶动力学参数变化 |
| 4.2.3 相关分析 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 黄土高原沟壑区农田土壤微生物区系变化特征 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 测定方法 |
| 5.1.3 数据处理 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 微生物数量及多样性变化特征 |
| 5.2.2 微生物数量及多样性与土壤养分的关系 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 土壤酶作为土壤肥力指标的研究 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 研究区域 |
| 6.1.2 数据处理 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 土壤总体酶活性指标的构建 |
| 6.2.2 农田土壤肥力评价 |
| 6.2.3 果园土壤肥力评价 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 宅地基复垦过程中土壤酶及微生物活性的研究 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 供试土样 |
| 7.1.2 培肥方案 |
| 7.1.3 研究方法 |
| 7.1.4 数据处理 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 土壤酶活性变化特征 |
| 7.2.2 土壤呼吸强度变化特征 |
| 7.2.3 土壤微生物变化特征 |
| 7.2.4 总体酶活性指标变化 |
| 7.3 小结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（10）重金属复合污染对小麦的毒理效应及其微观机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 土壤中重金属污染 |
| 1.2.2 土壤重金属的生物有效性及植物根际行为 |
| 1.2.3 重金属胁迫下土壤酶活响应 |
| 1.2.4 重金属污染植物的毒理效应 |
| 1.2.5 重金属在植物体内的分布 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究方法与技术路线 |
| 1.3.3 论文工作量 |
| 2 重金属交互作用对小麦幼苗的毒理效应 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 供试材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 单一重金属对小麦幼苗的毒性效应 |
| 2.2.1 Cu 对小麦幼苗的毒性效应 |
| 2.2.2 Pb、Zn、Cd 对小麦幼苗的毒性效应 |
| 2.3 两种重金属交互作用对小麦幼苗的毒性效应 |
| 2.3.1 Cd-Cu 交互作用对小麦幼苗的毒性效应 |
| 2.3.2 Cd-Zn 交互作用对小麦幼苗的毒性效应 |
| 2.3.3 Cd-Pb 交互作用对小麦幼苗的毒性效应 |
| 2.3.4 Cu-Zn 交互作用对小麦幼苗的毒性效应 |
| 2.3.5 Pb-Cu 交互作用对小麦幼苗的毒性效应 |
| 2.3.6 Pb-Zn 交互作用对小麦幼苗的毒性效应 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 重金属对小麦幼苗亚显微结构的影响 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 单一重金属对小麦亚显微结构的影响 |
| 3.2.1 Cu 对小麦幼苗亚显微结构的影响 |
| 3.2.2 Cd 对小麦幼苗亚显微结构的影响 |
| 3.2.3 Pb 对小麦幼苗亚显微结构的影响 |
| 3.3 两种重金属交互作用对小麦亚显微结构的影响 |
| 3.3.1 Pb-Cu 对小麦幼苗亚显微结构的影响 |
| 3.3.2 Cd-Zn 对小麦幼苗亚显微结构的影响 |
| 3.3.3 Cd-Pb 对小麦幼苗亚显微结构的影响 |
| 3.3.4 Cu-Zn 对小麦幼苗亚显微结构的影响 |
| 3.3.5 Cd-Cu 对小麦幼苗亚显微结构的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 重金属在小麦幼苗细胞中的运移 |
| 3.4.2 重金属对小麦幼苗线粒体的破坏 |
| 3.4.3 重金属对小麦幼苗细胞核的破坏 |
| 3.4.4 重金属对小麦幼苗叶绿体的破坏 |
| 4 重金属胁迫下土壤酶活性随小麦生长的动态变化 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 单一重金属胁迫下土壤酶活性随小麦生长的动态的变化 |
| 4.2.1 单一重金属胁迫下土壤蔗糖酶活性随小麦生长的动态变化 |
| 4.2.2 单一重金属胁迫下土壤脲酶活性随小麦生长的动态变化 |
| 4.2.3 单一重金属胁迫下土壤过氧化氢酶活性随小麦生长的动态变化 |
| 4.3 两种重金属交互作用下土壤酶活性活随小麦生长的动态的变化 |
| 4.3.1 两种重金属交互作用下土壤蔗糖酶活性随小麦生长的动态变化 |
| 4.3.2 两种重金属交互作用下土壤脲酶活性随小麦生长的动态变化 |
| 4.3.3 两种重金属交互作用下土壤过氧化氢酶活性随小麦生长的动态变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 重金属在小麦植株中的富集特征 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.2 单一重金属在小麦植株中的富集特性 |
| 5.2.1 重金属在小麦不同部位中的富集特征 |
| 5.2.2 重金属在小麦不同生长时期中的富集特征 |
| 5.3 复合重金属在小麦植株中的富集特性 |
| 5.3.1 复合重金属在小麦根部的富集特征 |
| 5.3.2 复合重金属在小麦叶片的富集特征 |
| 5.3.3 复合重金属在小麦茎部的富集特征 |
| 5.3.4 复合重金属在小麦颖壳的富集特征 |
| 5.3.5 复合重金属在小麦籽实的富集特征 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
| 附录 实验照片 |
四、土壤肥力对其脲酶与汞镉关系的影响（论文参考文献）
- [1]钾肥、胶质芽孢杆菌对镉胁迫下蜀葵生长及镉吸收分配的影响[D]. 龙月. 四川农业大学, 2019(01)
- [2]国内外重金属土壤环境标准值比较:镉[J]. 王国庆,邓绍坡,冯艳红,郑丽萍,张亚,林玉锁. 生态与农村环境学报, 2015(06)
- [3]我国14种典型土壤脲酶、脱氢酶活性对汞胁迫的响应[J]. 卢冠男,夏梦洁,贾丹阳,和文祥,吕家珑,韦革宏. 环境科学学报, 2014(07)
- [4]土壤—玉米系统中汞的生态毒理效应研究[D]. 乔园. 西北农林科技大学, 2012(12)
- [5]N-丁基硫代磷酰三胺对淹水土壤脲酶动力学特征的影响[J]. 隽英华,陈利军,武志杰,汪仁. 中国土壤与肥料, 2012(02)
- [6]氢醌对淹水土壤脲酶动力学特征的影响[J]. 隽英华,陈利军,武志杰,汪仁,宫亮,张玉鑫. 土壤通报, 2011(05)
- [7]湿地、稻田土壤酶分布与活性及生态功能指示[D]. 严金龙. 南京农业大学, 2011(06)
- [8]土壤腐殖酸对脲酶活性和稳定性的影响[D]. 许辉. 华中农业大学, 2011(05)
- [9]黄土高原沟壑区土壤生物学特征研究[D]. 谭向平. 西北农林科技大学, 2010(11)
- [10]重金属复合污染对小麦的毒理效应及其微观机制[D]. 肖昕. 中国矿业大学, 2009(02)
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