水培系统中纳米银颗粒对湿地植物香蒲抗逆特性的影响

盐胁迫对水培海巴戟幼苗生理特性的影响金璨;王璇;宫树森;孙正海;吴田【期刊名称】《热带作物学报》【年(卷),期】2024(45)1【摘要】为明确海巴戟幼苗对盐的耐受范围及盐胁迫对海巴戟幼苗生长的影响,以水培180d的海巴戟苗为材料,基本培养基为1/8 MS液体培养基,其中分别加入质量分数为0、0.2%、0.4%、0.6%、0.8%和1.0%的NaCl进行胁迫处理。

结果表明:随着NaCl胁迫浓度的增加与胁迫时间的推移,海巴戟叶片相对含水量(relative water content,RWC)与生物量逐渐降低,可溶性蛋白(solubleprotein,SP)、丙二醛(MDA)的含量以及超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化氢酶(CAT)、抗坏血酸过氧化物酶(APX)、过氧化物酶(POD)活性均表现为先增加后减少的趋势。

海巴戟幼苗的保护酶活性随着NaCl胁迫浓度的增加与胁迫时间的推移发生显著变化,在NaCl浓度0.8%以下范围,海巴戟可以通过调节渗透物质和抗氧化物酶来减轻伤害,保证生长;当NaCl浓度在0.8%及以上范围时,保护酶系统与细胞膜受损严重,进而影响海巴戟生长。

因此,海巴戟幼苗可以在0.8%以下NaCl浓度范围的区域试种。

【总页数】8页(P114-121)【作者】金璨;王璇;宫树森;孙正海;吴田【作者单位】西南林业大学园林园艺学院/云南省功能性花卉资源及产业化技术工程研究中心/国家林业和草原局西南风景园林工程技术研究中心【正文语种】中文【中图分类】S567.19【相关文献】1.盐胁迫对海州常山幼苗生长及生理特性的影响2.盐胁迫对耐盐和盐敏感玉米幼苗生长和生理特性的影响3.干旱、盐胁迫及盐旱复合胁迫对青稞幼苗生理生化特性的影响4.盐胁迫下星星草幼苗的生理反应──Ⅰ．盐胁迫对星星草幼苗生长的影响5.盐胁迫下星星草幼苗的生理反应──Ⅱ．盐胁迫对星星草幼苗膜透性的影响因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

金纳米材料诱发的植物生物效应研究金纳米材料由于其独特的物理化学性质，在植物体内的生物效应引起了广泛的关注。

目前的研究表明，金纳米材料对植物的生物效应主要包括生长促进、毒性作用和生理代谢调节等方面。

1. 生长促进研究表明，适量的金纳米材料可以促进植物的生长。

一些研究发现，适量的金纳米材料可以增加植物的叶绿素含量，促进光合作用的进行，从而提高植物的生物量和产量。

金纳米材料还可以促进植物的根系生长和发育，增加植物对营养元素的吸收和利用效率。

2. 毒性作用3. 生理代谢调节金纳米材料还可以通过调节植物的生理代谢过程，影响植物的生长和发育。

研究发现，金纳米材料可以影响植物的抗氧化酶活性、内源激素含量和蛋白质的合成等生理过程，从而调节植物的生长和抗逆性。

1. 形态特征金纳米材料的形态特征包括粒径、形貌和分散性等，这些特征直接影响着其在植物体内的吸收和传输。

研究发现，不同形态特征的金纳米材料对植物的生物效应具有不同的影响。

较小粒径的金纳米材料更容易进入植物的细胞内部，对植物的生长和代谢产生更大的影响。

2. 生物活性针对金纳米材料诱发的植物生物效应，目前的评价方法主要包括生物学效应评价和生化效应评价两个方面。

1. 生物学效应评价生物学效应评价主要是通过对植物的生长、生理特性和形态结构等进行观察和测定，评价金纳米材料对植物生物学效应的影响。

包括植物的发芽率、生长速度、叶绿素含量、根系长度和形态结构等指标。

通过这些指标的测定，可以初步评价金纳米材料对植物生长和发育的影响。

四、金纳米材料诱发的植物生物效应安全评估针对金纳米材料诱发的植物生物效应，其安全性评估是至关重要的。

在金纳米材料的大规模应用前，需要对其在植物体内的生物效应和潜在风险进行充分评估，从而确保其在农业生产和环境保护中的安全应用。

1. 风险评估风险评估是对金纳米材料对植物的毒性作用和生物累积性进行评估，从而确定其潜在风险。

包括金纳米材料对植物的毒性临界浓度、潜在的生态风险和对人类健康的潜在影响等方面。

根际微生物强化植物抗逆性的研究自然界中，每一个生物都离不开微生物。

在植物的生长发育和逆境应对中，微生物也扮演着不可忽视的角色。

根际微生物是指在植物根系统内外、土壤和根际区域中与植物根部联系最为紧密的微生物。

这些微生物能够通过与植物共生，调节植物生长发育，促进植物吸收养分，增强植物对逆境的抵抗力，并且对提高植物产量、改善作物品质等方面具有潜在的应用价值。

近年来，随着生物学和分子生态学研究的不断深入，根际微生物与植物的关系愈加清晰，根际微生物强化植物抗逆性的研究也愈加重要。

一、根际微生物对植物的促生作用植物根系是一个广阔的生态系统，其中养分循环、土壤结构形成等过程需要与微生物共同完成。

根际微生物一方面可以通过与植物根系形成共生关系，为植物提供氮、磷等养分，加速植物生长发育；另一方面，根际微生物还可以与植物根系生长分泌的物质产生互利共生，促进植物吸收养分和土壤结构改善。

例如，一些固氮菌可以将空气中的氮转化为固态氮，供给植物使用，一些解磷菌可以使植物根部的磷更易于吸收，一些枯草芽孢杆菌和拟杆菌等则可以辅助植物吸收钾等其他元素。

二、根际微生物对植物的抗逆作用植物在生长过程中面临着许多逆境，如高温、低温、干旱、盐碱等。

这些逆境对植物生长发育产生不利影响，并严重限制了作物产量和品质的提高。

然而，根际微生物可以通过多种途径提高植物对逆境的抵抗力。

例如，在干旱胁迫下，一些根际微生物可以产生植物生长素和赤霉素等植物激素，从而促进植物根部发育，增加植物根表面积，减少水分蒸发，提高植物对干旱的抵抗能力。

在高温胁迫下，一些根际微生物可以产生SPS蛋白和热休克蛋白等物质，从而提高植物对高温的耐受能力。

因此，根际微生物的应用可以有效地提高植物的抗逆性，减轻逆境对植物的损害。

三、根际微生物的应用前景与展望根际微生物的应用不仅可以在提高作物产量和品质方面发挥重要作用，还可以在环境修复、土壤保持和农业可持续发展等方面产生广泛的应用和推广效益。

《人工湿地植物的选择及植物净化污水作用研究进展》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，污水处理问题逐渐凸显。

人工湿地作为一种新型的污水处理技术，以其低能耗、低投资和良好的生态效益受到了广泛关注。

植物作为人工湿地系统中的核心组成部分，其选择对湿地系统的稳定运行和污水净化效果具有重要影响。

本文将就人工湿地植物的选择及其在净化污水过程中的作用进行深入研究与探讨。

二、人工湿地植物的选择1. 常见人工湿地植物种类人工湿地植物种类繁多，主要包括芦苇、菖蒲、香蒲、水芹菜等。

这些植物具有较高的生长速度、耐污能力强、对水质改善效果好等特点。

在选择植物时，需根据湿地类型、气候条件、水质状况等因素进行综合考虑。

2. 植物选择的原则在选择人工湿地植物时，应遵循适应性、耐污性、生长速度、根系发达程度等原则。

适应性强的植物能够在不同环境条件下生长，耐污性好的植物能够承受较高的污染物负荷，生长速度快的植物能够快速覆盖湿地表面，根系发达的植物则有利于提高湿地的稳定性。

3. 植物选择的实验研究近年来，许多学者通过实验研究探讨了不同植物在人工湿地系统中的表现。

实验结果表明，某些植物在特定条件下对污染物的去除效果显著，如芦苇对氮、磷等营养物质的去除具有较好效果，而水芹菜则对重金属等污染物有较好的吸附作用。

三、植物净化污水作用研究进展1. 植物对污染物的吸收与转化人工湿地中的植物通过吸收、转化和降解等方式，将水中的污染物转化为无害物质。

例如，植物通过根系吸收水中的营养物质，并将其转化为自身生长所需的物质；同时，植物还能分泌出一些酶，将部分有机物降解为简单的小分子物质。

2. 根系微生物的协同作用人工湿地中的植物根系为微生物提供了生长和繁殖的场所。

这些微生物能够进一步分解有机物，将氮、磷等营养物质转化为气体或沉淀物，从而实现污水的净化。

研究表明，植物与根系微生物的协同作用对提高人工湿地的净化效果具有重要作用。

3. 不同植物的净化效果比较不同植物在人工湿地系统中的净化效果存在差异。

水生植物在水污染控制中有何生态效应？级活性污泥法处理工艺,而高额的工程投资和运转费用则制约了其推广和应用,尤其是对中国欠发达地区,资金和能源短缺问题普遍,许多中小城镇仍没有完善的污水处理系统。

大量的研究结果表明,即使是在资金有保障的前提下,仅靠建立污水处理厂对点源进行处理,也很难使水污染得到有效控制。

通常植物在生长过程中,能忍耐土壤中高浓度的污染物,植物的这种抗毒性作用,为植物对土壤和水体中的污染物吸收和降解奠定了基础。

该技术与中国的经济发展水平相适应,对于解决中小城镇的污水处理和生态环境的改善具有重要的实践意义。

1水生植物的生态效应水生植物除了直接吸收、固定、分解污染物外,通常只是间接地参与污染物的分解,通过对土壤中细菌、真菌等微生物的调控来进行环境的修复,植物在水污染控制中生态效应主要表现在以下方面。

1.1物理作用覆盖于湿地中的水生植物,使风速在近土壤或水体表面降低,有利于水体中悬浮物的沉积,降低了沉积物质再悬浮的风险,增加了水体与植物间的接触时间,同时还可以增强底质的稳定和降低水体的浊度。

此外,植物的存在削弱了光线到达水体的强度,阻碍了植物覆盖下的水体中藻类的大量繁殖,尤其是在浮萍类植物的湿地系统中比较常见。

植物的存在对基质具有一定的保护作用,在温带地区的冬季,当枯死的植物残体被雪覆盖后,植物则对基质起到很好的保护膜作用,可以防止基质在冬季冻结,以维持冬季湿地系统仍具有一定的净化能力。

植物对基质的水力传导性能产生一定的影响,植物的根在生长时对土壤具有干扰和疏松作用,当根死亡或腐烂后,会留下一些管型的大孔隙,在一定程度上增加了基质的水力传导性。

淹没于水中的水生植物的茎和叶形成的生物膜,为大量的光合细菌、藻类和原生微生物等在植物组织上的生长提供了一定空间,埋藏于土壤中的根和根区也为微生物的活动提供了巨大的物理活动表面,植物根系也是重金属和某些有机物的沉积场所。

因此,植物地上和地下的生物膜对于湿地中发生的所有微生物过程都具有重要作用。

利用叶绿素荧光技术研究植物抗逆性植物是我们生存所需的重要资源之一。

然而，植物常常面临各种环境逆境的挑战，如干旱、高盐、低温等。

这些逆境会影响植物的生长和发育甚至损害其生命，因此如何提高植物的逆境抗性是人们一直研究的课题。

利用叶绿素荧光技术对植物的逆境抗性进行研究，是目前较为常用的方法。

叶绿素是植物生长和光合作用的重要物质，它的荧光是叶绿体功能状态的一种生物指示器。

植物在进行光合作用的时候，会光合成出ATP和NADPH，这两种物质都可以用于植物的生长和发育。

同时，叶绿素荧光也会随着光照的强弱、温度、土壤水分等环境因素的变化而发生不同的变化。

通过测量叶绿素荧光可以评估植物的光合作用效率和电子传递速率。

在逆境环境下，植物抗性下降，电子传递速率也会受到影响，表现为叶绿素荧光强度的变化。

因此，利用叶绿素荧光技术可以准确地评估植物在逆境环境下的生理状态和抗性。

具体来说，利用叶绿素荧光技术可以研究植物的逆境反应和逆境忍耐机制。

例如，在高盐环境下，叶绿素荧光特征表现为低光饱和度、高最大量子产量和高非光化学淬灭，这说明植物可以利用不同的途径来适应高盐环境。

此外，通过测量叶绿素荧光可以研究植物的修复机制。

例如，在干旱环境下，植物可以利用ABA信号途径和渐进性脱水等途径来维持光合作用效率，从而提高其逆境抗性。

利用叶绿素荧光技术研究植物逆境抗性的优点在于其非侵入性和非破坏性。

相比其他仪器设备，叶绿素荧光仪器成本较低，操作简便，同时能够进行实时监测和多场景应用。

因此，利用叶绿素荧光技术是一种可以快速准确评估植物逆境抗性的手段。

当然，叶绿素荧光技术也存在一些不足和限制。

首先，不同植物的叶绿素荧光特征有所差异，因此需要根据不同植物设计适合的测试方案。

其次，叶绿素荧光技术只能对叶绿体内部发生的现象进行评估，不能反映其他细胞器等的反应情况。

此外，叶绿素荧光测量过程中需要减少人为误差，保证数据的准确性。

总的来说，利用叶绿素荧光技术可以对植物在逆境环境下的生理状态和抗性进行准确评估。

收稿日期：2010-05-10录用日期：2010-08-23基金项目：国家重点基础研究发展规划（973）项目（No.2007CB 936604）作者简介：金盛杨（1981—），男，博士研究生，E -mail:syjin@;*通讯作者（Corresponding author ），E -mail:dmzhou@不同培养介质中纳米氧化铜对小麦毒性的影响金盛杨1，2，王玉军1，汪鹏1，2，李连祯1，2，周东美1，*1.中国科学院南京土壤研究所土壤与农业可持续发展国家重点实验室，南京2100082.中国科学院研究生院，北京100049摘要：采用琼脂培养和水培方法比较了纳米氧化铜（CuO NPs ）在不同暴露介质中的环境化学行为及其对小麦根生长的影响，并探讨了不同培养介质对CuO NPs 植物毒性的影响机制.结果表明，琼脂介质相对水相（营养液）环境可以减少CuO NPs 的团聚，增强其分散性.在琼脂和水相中Cu 离子溶出随CuO NPs 浓度变化规律存在明显差异，在50~1000mg CuO NPs ·L -1（以Cu 计）范围内，CuO NPs 在琼脂中无论是Cu 2+的溶出浓度还是溶出比率均低于其在水相中的值.CuO NPs 在不同介质中表现出显著的小麦毒性差异.琼脂培养下小麦根生长半抑制效应浓度EC 50（以CuO NPs 浓度表示）为108mg ·L -1，而在水培方式下为9.0mg ·L -1，说明琼脂介质极大缓解了CuO NPs 引起的植物毒性.分析表明，Cu 2+溶出浓度较CuO NPs 投放量与小麦根生长抑制效应之间存在更好的指数相关关系，这说明该研究体系下CuO NPs 小麦毒性主要是由纳米颗粒释放Cu 2+引起的.此结论较好地解释了当培养介质从水相变成琼脂时，Cu 2+溶出减少，纳米毒性降低的现象.该研究结果认为，当前国内外使用水培法获得的纳米材料植物毒性研究结果在外推至实际土壤状况时将高估其环境安全性风险，推荐使用琼脂作为纳米材料土壤环境风险评价的模拟介质.关键词：纳米氧化铜；根；生长；培养介质文章编号：1673-5897（2010）6-842-07中图分类号：X 503.231文献标识码：AInfluence of Culture Media on the Phytotoxicity of CuO Nanoparticles to Wheat （Triticum aestivum L.）JIN Sheng -yang 1，2，WANG Yu -jun 1，WANG Peng 1，2，LI Lian -zhen 1，2，ZHOU Dong -mei 1，*1.State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture,Institute of Soil Science,Chinese Academy of Sciences,Nanjing 2100082.Graduate School of Chinese Academy of Sciences,Beijing 100049Received 10May 2010accepted 23August 2010Abstract ：To explore the phytotoxicity of copper oxide nanoparticles （CuO NPs ）in different culture media,agar and nutrient solution have been used to characterize the chemical behaviors of CuO NPs and its effects on the growth of the wheat （Triticum aestivum L.）roots.The results show that agar could reduce the aggregation of CuO NPs and enhanced its homogeneous dispersion compared with aqueous medium （nutrient solution ）.Also,the released concentration of Cu 2+in agarwas significantly different from that in aqueous culture.In the concentration range of 50~1000mg CuO NPs ·L -1（calculated by Cu concentration ）,the release of cupric ion and its ratio to CuO NPs in agar were both less than those in aqueous medium.The median effective concentration （EC 50,expressed as CuO NPs concentration ）of CuO NPs for 50%inhibition of wheat root growth in agar was 108mg ·L -1,and it was only 9.0mg ·L -1in solution,indicating that phytotoxicity of CuO NPs is relieved greatly in agar.Correlated analysis demonstrate that the concentration of cupric ion exponentially correlated better than the total CuO NPs concentration in agar to the inhibition of wheat root growth.Therefore,cupric ion released from nanoparticles may mainly contribute to the phytotoxicity of CuO NPs.This implication is well supported by the results that agar reduced cupric ion that relieved the phytotoxicity of CuO NPs.From above results,the study using solution culture to study the phytotoxicity of nanoparticles would overestimate their exposure risk in actual soil environment.Agar is recommended as a useful tool for evaluating the environmental safety of nanoparticles in soil.Keywords ：copper oxide nanoparticles ；root elongation ；culture media2010年第5卷第6期，842-848生态毒理学报Asian Journal of EcotoxicologyVol .5,2010No .6,842-848金盛杨等：不同培养介质中纳米氧化铜对小麦毒性的影响第6期1引言（Introduction）纳米材料是指三维空间内至少有一维处于纳米尺度范围（1~100nm）或由它们作为基本单元构成的材料.当粒子尺寸进入纳米级时将具有量子尺寸效应、表面效应和宏观量子隧道效应等特征.作为最重要的纳米工程材料之一，纳米氧化铜（CuO NPs）由于其突出的光学、电学和催化特性而被广泛应用于气敏传感器、陶瓷、润滑剂以及催化等工业生产领域（Yang et al.,2006;Nasibulin et al.,2000）.随着CuO NPs在工业品生产、运输和消费过程中的大量使用，其将不可避免地进入大气、水体和土壤而产生环境安全性风险.目前，国际上相关研究主要探讨CuO NPs对人、鼠等哺乳类动物（Karlsson et al.,2009;Meng et al.,2007;杨明等,2008）和水生生物（Blinova et al.,2010; Aruoja et al.,2009）的毒性效应，而关于其对陆生植物的影响尚未引起足够重视.另外，CuO NPs等纳米金属颗粒的生物毒性机制目前也尚未完全了解.在研究纳米金属颗粒的植物毒性时，研究者（Lin and Xing,2007;Seeger et al.,2009）往往采用纳米颗粒制成悬液后进行植物培养实验.在水培体系下纳米金属颗粒易于沉降而导致在实验过程中纳米颗粒分布时空变异性巨大，且实际环境中纳米颗粒一旦进入土壤后由于空间阻隔、吸附作用而形成相对稳定的分布格局；另外纳米颗粒在水相和土壤中的化学行为差异也会导致水培结果无法准确预测其在实际土壤中的植物毒性效应.综上所述，水培实验结果对于解释真实自然状况下的纳米植物毒性存在很大的不可靠性.另外，由于实际土壤组成的复杂性，直接使用土壤作为培养介质（Doshi et al.,2008）只能获得纳米材料的植物毒性效应而难以说明其作用机理.因此，有必要寻找一种既能控制纳米毒性试验体系探究其机理，又能良好地模拟实际土壤的培养介质进行相关研究.琼脂成分单一便于试验体系控制，另外其颗粒结构和固液相分配与土壤相似，因此可以在一定程度上模拟实际土壤.本文通过植物琼脂培养与水培比较研究了CuO NPs在不同培养介质中纳米颗粒分散、Cu离子溶出等环境化学行为及其造成的纳米小麦毒性差异，并利用琼脂培养下CuO NPs投放量、离子溶出与植物毒性效应之间的相关关系进一步探究CuO NPs对植物的致毒机制，以期为探究真实土壤环境下纳米金属植物毒理效应及影响因素提供基础依据.2材料与方法（Materials and methods）2.1实验材料与仪器供试植物：小麦（Triticum aestivum L.）为OECD （2003）毒性测试标准推荐的试验生物之一，所用种子购自南京农业大学神州种业公司，品种为南农9918.纳米材料及试剂：纳米氧化铜（CuO NPs）购自南京埃普瑞纳米材料有限公司，样品纯度>99.8%；CaCl2·2H2O、MgSO4·2H2O、NaCl、KCl、NaOH、NaClO 和乙醇，均为分析纯及以上；MES（2-［N-吗啡啉］乙磺酸）为进口产品（Amresco）；琼脂粉（BR级）；用水为去离子水,玻璃培养皿（底面直径9.5cm,高1.5cm）.实验仪器：H-7650型透射电子显微镜（TEM，日立公司，日本），JW-004型BET氮气吸附仪（北京精微高博公司），MLR-351H型人工恒温气候培养箱（三洋公司，日本）,KQ-300VDE型超声波仪（昆山超声仪器有限公司），Allegra X-22R型高速离心机（贝克曼库尔特公司，美国），Z-2000型原子吸收光谱仪（日立公司,日本）.2.2植物营养液配制将一定浓度的CaCl2·2H2O、MgSO4·2H2O、NaCl 和KCl母液加入去离子水配成含0.20mM Ca2+、0.05mM Mg2+、2.5mM Na+和0.08mM K+的简易营养液，并通过2mM MES缓冲液和适量稀NaOH溶液调节营养液pH为6.0.2.3CuO NPs在不同介质中的环境化学行为2.3.1形貌表征称取一定量的CuO NPs，加入2.2中所配得的营养液制成含200mg·L-1的CuO NPs悬液，然后对悬液进行30min超声（45Hz，300W）处理后用TEM表征CuO NPs形貌.另外，称取一定量CuO NPs和琼脂粉混合均匀后加入营养液中，同样条件超声处理后倒入玻璃培养皿内制成固体琼脂培养基（W琼脂:W营养液=1%），琼脂中CuO NPs形貌用SEM 进行表征.称取一定量的CuO NPs加入到乙醇中配制成843生态毒理学报第5卷200mg·L-1的CuO NPs有机悬液，经30min超声（45Hz,300W）处理后用氮吸附BET法测定纳米颗粒的比表面积.2.3.2Cu2+溶出按2.3.1中方法分别制得浓度梯度为0~1000mg·L-1的CuO NPs（以Cu计）悬液和琼脂培养基，参照Xia等（2008）方法将纳米悬液进行20000×g高速离心10min后取上清液过0.22μm滤膜待测.同样，将琼脂培养基用玻璃棒充分捣碎后以处理纳米悬液同样的方法离心后取上清液过滤待测.所有样品中Cu2+含量用原子吸收光谱法测定.2.4不同介质中小麦根生长抑制毒性试验小麦根生长抑制毒性试验参考了USEPA（1996）和OECD的方法.按照2.3.1中的方法分别制备含不同浓度梯度的CuO NPs悬液和琼脂培养基待用，均设置无CuO NPs的空白对照.取饱满、颗粒大小均一的小麦种子进行消毒处理（0.3%NaClO溶液浸泡10min，然后用去离子水冲洗30min）.将消毒后的种子放在去离子水润湿的滤纸上于恒温培养箱内黑暗发芽.培养箱中温度保持在（25±1）℃、湿度为（80±5）%.24h后选用发芽至有3条根且根长约为0.5cm的种子分别移栽至悬液和琼脂培养基中开始根生长抑制试验.悬液培养：每个处理为9颗种子固定在漂浮于CuONPs悬液表面的聚乙烯塑料网格薄片上，然后暴露于装有500mL悬液的塑料烧杯中，参照Lin和Xing（2008）方法用玻璃棒每隔8h对悬液搅拌一次；琼脂培养：将每个处理9颗种子移栽至琼脂培养基上，注意保护幼根不受损伤.所有处理均为三重复，并在培养箱中采用完全随机放置的方式，保持黑暗，在（20±1）℃下培养.48h暴露后结束试验，测定每株小麦幼苗的最长根长.2.5数据处理和统计通过相对净根生长来定义CuO NPs暴露对小麦根生长的影响.相对净根生长（Relative NetElongation,RNE）定义为：RNE（%）=100×（RL Cu-RL0）/（RL ck-RL0）其中RL0代表小麦移栽时的初始根长；RLC u和RLck分别代表CuO NPs暴露处理和空白对照处理48h后的根长.不同培养介质对CuO NPs植物毒性的影响用EC50CuO-NPs进行比较，2d EC50CuO-NPs即48h暴露后导致小麦根50%生长抑制对应的CuO NPs剂量（以CuONPs表示），通过每个CuO NPs暴露剂量下RNE计算获得.统计分析采用生物学专业软件GraphPad Prism4，将log CuO NPs对相应的根生长抑制率进行非线性回归作图，以S形剂量-效应曲线拟合计算得到EC50CuO-NPs，其他相关数据处理采用统计软件SPSS11.5for Windows处理.3结果与分析（Results and analysis）3.1CuO NPs在不同介质中的形貌表征CuO NPs在水相（营养液）和琼脂培养基中的透射电镜图像和扫描电镜图像分别如图1、图2所示.由图1可见，纳米CuO颗粒呈椭圆球状，其粒径范围为10~150nm，平均粒径为60nm，比表面积为13.1m2·g-1.另外，CuO NPs在水相中产生了一定团聚，而在琼脂中则均匀分布（图2）.由此证明，琼脂是一种解决纳米颗粒分散问题的良好介质.844金盛杨等：不同培养介质中纳米氧化铜对小麦毒性的影响第6期3.2CuO NPs 在不同介质中的Cu 2+溶出CuO NPs 在不同培养介质中，其分散性和颗粒团聚度产生了明显差异.因此，CuO NPs 也会表现出不同的环境化学行为.如表1所示，在50~1000mg ·L -1CuO NPs （以Cu 计，下同）范围内，溶出Cu 2+浓度随琼脂中CuO NPs 浓度增加而增加，但其溶出比率则逐级下降.当CuO NPs 浓度为50mg ·L -1时Cu 2+溶出最少，仅为0.31mg ·L -1，但溶出比率最高，达到6.2‰.当CuO NPs 最高浓度为1000mg ·L -1时溶出1.40mg ·L -1，溶出比率为1.4‰.随着介质中纳米颗粒浓度提高，颗粒间团聚度也会相应上升（Zhou et al .,2002）.因此，当琼脂中CuO NPs 浓度升高，由于颗粒间互相以表面活性位点吸附团聚的可能性就越大，其可溶出Cu 相对量就会减少.但是由于CuO NPs 浓度梯度间存在数倍关系，颗粒团聚所造成的溶出损失低于溶出倍数增长量，所以Cu 溶出绝对量仍旧随CuO NPs 浓度升高而升高.CuO NPs 在水相（营养液）中Cu 2+的溶出规律与其琼脂中存在差异（表1）.在50~200mg ·L -1CuO NPs 范围内，随着水相中CuO NPs 浓度升高，溶出Cu 2+浓度从0.74mg ·L -1增加至2.68mg ·L -1，但溶出比率保持在13.4‰~14.8‰.当水相中CuO NPs 浓度继续从200mg ·L -1增加到1000mg ·L -1时，溶出Cu 2+浓度反而呈现下降趋势.1000mg ·L -1CuO NPs 只溶出2.03mg ·L -1，仅为200mg ·L -1CuO NPs 溶出量的75.7%.另外，Cu 2+溶出比率也快速降低，在200~800mg ·L -1CuO NPs 范围内Cu 溶出比率逐级下降倍数大于2，超过了CuO NPs 浓度逐级下降倍数.在水相环境中，当CuO NPs 浓度超过一定范围时，纳米颗粒之间团聚度增大.团聚度增大后导致沉降加速反过来又增加了团聚，因此纳米颗粒更多的活性点位被吸附效应所屏蔽而导致离子溶出减少.在50~1000mg ·L -1CuO NPs 范围内，CuO NPs 在琼脂内无论是溶出Cu 2+浓度还是溶出比率均低于其在水相中的值.3.3CuO NPs 在不同介质中的小麦毒性无论是在水相（营养液）还是琼脂中，CuO NPs 暴露对小麦根系生长均表现出毒性抑制效应，CuO NPs 浓度越高，其受抑制程度越大（图3,图4）.由于CuO NPs 在琼脂和水相中分散、沉降和离子溶纳米CuO 浓度（以Cu 计）/（mg ·L -1）琼脂溶出Cu 2+浓度/（mg ·L -1）琼脂Cu 2+溶出率/‰水相溶出Cu 2+浓度/（mg ·L -1）水相Cu 2+溶出率/‰0—*—*—*—*500.31±0.14 6.2±2.180.74±0.0414.8±1.051000.50±0.38 5.0±0.98 1.37±0.0113.7±3.982000.70±0.11 3.5±1.07 2.68±0.5813.4±0.224000.99±0.16 2.5±1.31 2.52±0.73 6.30±0.38800 1.23±0.49 1.5±0.33 2.07±0.64 2.59±1.0910001.40±0.031.4±0.462.03±1.05 2.03±0.05表1水相和琼脂中Cu 2+的溶出Table 1Release of ionic Cu 2+from CuO NPs in aqueousmedium（nutrient solution ）and agar 注：“—*”表示未检测到或者未计算845生态毒理学报第5卷出等环境化学行为存在差异，因此在毒性效应强度上也表现出巨大差异.如图3所示，琼脂培养下CuO NPs浓度达到50mg·L-1时，48h培养后小麦根的相对净生长比率为82.1%，而在水培方式下只有4.2%.另外，通过log CuO NPs对相应的根生长抑制率进行拟合，结果得到琼脂培养下小麦根生长的EC50CuO-NPs为108mg·L-1，而在水培方式下仅为9.0mg·L-1，即CuO NPs在琼脂中的植物毒性效应不到水相中的十分之一，这说明琼脂介质培养可以极大地缓解CuO NPs对植物根生长的毒性效应.表1结果表明琼脂相对水相减少了CuO NPs的离子溶出，那么琼脂对CuO NPs植物毒性的缓解效应是否与离子溶出减少相关值得进一步探讨.3.4琼脂培养下CuO NPs离子溶出与植物毒性关系为了深入考察CuO NPs植物毒性与纳米材料浓度、离子溶出之间的相关关系，本文引入被广泛应用于研究生物毒性-毒物剂量关系的Weibull分布方程（Taylor et al.,1991）进行非线性回归拟合分析（图5、图6）:RNE（%）=100/exp［（α｛T｝）β］其中｛T｝表示毒性物质浓度；α和β分别为方程系数,α与毒性强度有关,β与方程拟合曲线变化有关.结果表明，小麦净根生长（RNE）随着CuO NPs投放量及其溶出Cu浓度增加均存在指数相关关系.RNE与琼脂中CuO NPs浓度的经验回归方程见图5，CuNPs表示琼脂中的CuO NPs浓度（以Cu计），指数方程的决定系数为R2=0.88.RNE与琼脂中溶出Cu浓度的经验回归方程见图6，Cud表示琼脂中CuO NPs所溶出的Cu离子浓度，指数方程的决定系数为R2=0.96.显然，通过经验回归方程决定系数及其回归曲线拟合度比较，溶出Cu2+浓度能更好地预测CuO NPs引起的小麦根生长抑制效应.4讨论（Discussion）目前，纳米材料安全性研究亟待解决的问题是纳米尺度物质在不同环境中的行为、归趋及对生态环境的影响（袭著革和林治卿,2006），而纳米材料的环境化学行为是决定其生物毒性的关键（Scott-Fordsmand et al.,2008），其在不同的暴露环境中表现出分散、沉降、离子溶出、吸附等多方面的差异.Lee等（2008）认为在研究不可溶纳米材料的植物毒性效应时，琼脂法相比传统的滤纸法可以防止试验过程中因纳米颗粒沉降而造成体系浓度不均问题.本研究则表明琼脂法相对水培具有增强纳米颗粒分散性的作用（图1、图2）.最重要的是，琼脂培养基具有一定的颗粒组成、固液相分配比例，与土壤具有相似性.因此，琼脂培养解决了纳米金属颗粒在水培条件下沉降和分散不均的问题，是一种模拟实际土壤进行纳米毒理研究的理想材料.在离子溶出方面，本研究结果表明CuO NPs 在琼脂中无论是溶出Cu2+浓度还是溶出比率均远846金盛杨等：不同培养介质中纳米氧化铜对小麦毒性的影响第6期低于其在水相中的值（表1），这说明琼脂颗粒的存在会阻碍CuO NPs释放出可溶性Cu离子，这应该与琼脂颗粒与CuO NPs的结合或吸附屏蔽了纳米颗粒表面Cu溶出相关活化位点有关.Lee等（2008）发现在接近中性（pH=6.87±0.06）的纯水中1000mg Cu NPs·L-1的溶出浓度只有0.3mg·L-1，这个数值仅为本研究水相（营养液）体系中Cu2+溶出量的1/7，这表明CuO NPs的离子溶出还受到营养液中阴阳离子、pH和有机组分等因素的影响.当前研究纳米重金属材料生物安全性的焦点争议问题之一就是，纳米生物毒性的产生根源究竟是颗粒态吸收还是重金属离子溶出或者两者共同作用（Lubick,2008）.本研究结果表明，Cu2+溶出浓度较CuO NPs浓度与小麦净根生长抑制有着更紧密的相关关系，即可推测小麦根系生长毒性主要是由纳米CuO颗粒表面释放出Cu2+离子引起的. 3.3中培养介质从水相到琼脂的变化导致的Cu溶出减少同时植物毒性降低的现象较好地支持了这一推测.Lin和Xing（2008）以及Lee等（2008）观察到纳米金属颗粒造成植物毒性损伤的同时存在纳米颗粒体表吸附和体内吸收现象.因此，也不能完全排除纳米颗粒态的致毒作用.理论上，对同一种纳米重金属而言，纳米颗粒分散性越好就越容易被生物体吸附和吸收，纳米毒性就越强.图1和图2结果得到琼脂中CuO NPs分散均匀度高于水相体系.因此，假设CuO NPs植物毒性的产生主要由于吸附或吸收纳米颗粒态，那么CuO NPs在琼脂中表现出的植物毒性应该强于其在水相中.图3和图4结果刚好与之相反，说明在本研究体系下纳米颗粒态作用并不是产生植物毒性的主要原因.综合琼脂和水相两种不同培养介质的实验结果，目前在水培条件下得到的研究结果可能高估了纳米材料在实际土壤条件下的植物毒性效应.现有研究报道也证明了这一点：在悬液培养条件下，2000mg·L-1Al NPs对黑麦草根生长产生了显著抑制作用（Lin and Xing,2007）.在土壤培养条件下，10000mg·kg-1Al NPs对黑麦草生长影响与对照组相比并无明显差异（Doshi et al.,2008）.另外，天然有机质能减少纳米金属在生物体表面的吸附并降低其毒性效应（Li et al.,2010），不同的土壤机械组成及土壤胶体类型也同样会影响纳米材料的生物毒性.因此，利用琼脂培养体系模拟土壤实际组成和物化环境开展纳米材料植物毒性效应及机理研究，将有利于推进纳米材料在土壤环境中的安全风险预测研究.通讯作者简介：周东美（1967—），男，研究员，博士生导师.1997年7月南京大学化学系博士毕业，曾获“教育部自然科学一等奖”、“中国土壤学会科学技术一等奖”、“全国优秀博士后”、“江苏省青年科学家奖”等，长期从事重金属的土壤环境化学与污染控制方面的研究工作，已发表SCI论文90多篇.ReferencesAruoja V,Dubourguier H C,Kasemets K J,Kahru A.2009. 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Copper and copper oxide nanoparticle formation by chemical vapor nucleation from copper（II）acetylacetoneate［J］.Journal of Aerosol Science,31（1）:S552-S553847生态毒理学报第5卷OECD.2003.OECD guideline for the testing of chemicals#208 Terrestrial Plants,Growth Test（Draft）［S］.Paris:Organisation for Economic Co-operation and DevelopmentScott-Fordsmand J J,Krogh P H,Lead J R.2008.Nanomaterials in ecotoxicology［J］.Integrated Environmental Assessment and Management,4（1）:126-128Seeger E M,Baun A,K觟stner M,Trapp S.2009.Insignificant acute toxicity of TiO2nanoparticles to willow tree［J］.Journal of Soils and Sediments,9（1）:46-53Taylor G J,Stadt K J,Dale M R T.1991.Modelling the phytotoxicity of aluminum,cadmium,copper,manganese,nickel and zinc using the Weibull frequency distribution［J］.Canadian Journal of Botany,69（2）:359-367US EPA.1996.OPPTS Series850-Ecological effects test guidelines 850.4200:seed germination/root elongation toxicity test［S］.US Environmental Protection Agency,Office of Prevention,Pesticides and Toxic SubstanceXi Z G,Lin Z Q.2006.Researching advancements and perspectives of the influences of nanoscale substances on ecological environment and biological safety［J］.Asian Journal of Ecotoxicology,1（3）:203-208（in Chinese）Xia T,Kovochich M,Liong M,M觟dler L,Gilbert B,Shi H, Yeh J I,Zink J I,Nel A parison of the mechanism of toxicity of zinc oxide and cerium oxide nanoparticles based on dissolution and oxidative stress properties［J］.ACS Nano,2（10）:2121-2134Yang J G,Okamoto T,Ichino R,Bessho T,Sarake S,Okido M.2006.A simple way for preparing antioxidation nano-copper powders［J］.Chemistry Letters,35（6）:648-649Yang M,Wang D J,Xu F.2008.Advances in study of environmental safety of nanomaterials［J］.Chemical world,49（9）:570-572, 576（in Chinese）Zhou C L,Zhao Y,Jao T C,Wu C,Winnik M A.2002.Effect of concentration on the photoinduced aggregation of polymer nanoparticles［J］.Journal of Physical Chemistry B,106（37）: 9514-9521中文参考文献杨明,王德举,徐芳.2008.纳米材料环境安全性研究进展［J］.化学世界,49（9）:570-572,576袭著革,林治卿.2006.纳米尺度物质对生态环境的影响及其生物安全性的研究进展与展望［J］.生态毒理学报,1（3）: 203-208◆848。

人工湿地处理技术使用操作说明目录一、人工湿地原理........ 错误！未定义书签。

二、人工湿地的基本构造 (1)三、人工湿地基质的作用 (2)四、人工湿地的分类 (2)六、人工湿地的植物选型与种植 (3)6.1人工湿地植物种类选择 (3)6.2人工湿地植物的种植方法 (5)七、人工湿地的运行影响因素及去除机理 (6)7.1温度、溶解氧和P H值的影响 (6)7.2悬浮物固体去除机理 (7)7.3有机物的去除机理 (7)八、进水水质要求 (7)九、人工湿地的运行与管理 .................. 错误！未定义书签。

9.1系统的启动 (8)9.2人工湿地植物的维护 (8)9.3人工湿地基质的维护 (9)一、人工湿地原理人工湿地是由人工建造和控制运行的与沼泽地类似的地面，将污水、污泥有控制的投配到经人工建造的湿地上，污水与污泥在沿一定方向流动的过程中，主要利用土壤、人工介质、植物、微生物的物理、化学、生物三重协同作用，对污水、污泥进行处理的一种技术。

其作用机理包括吸附、滞留、过滤、氧化还原、沉淀、微生物分解、转化、植物遮蔽、残留物积累、蒸腾水分和养分吸收及各类植物的作用。

二、人工湿地的基本构造人工湿地由五部分组成：①具有各种透水性的特殊基质，如砂、砾石等；②适于在饱和水和厌氧基质中生长的植物，如美人蕉、风车草、芦苇等；③水体（在基质表面下或上流动的水）；④无脊椎动物或脊椎动物；⑤好氧和厌氧微生物菌种；三、人工湿地的基质作用人工湿地中的基质又称填料、滤料，基质在为植物和微生物提供生长介质的同时，也能够通过沉淀、过滤、吸附、离子交换、植物吸收和微生物分解等作用直接去除污染物。

潜流人工湿地以SS、COD 和BOD为去除目标时，根据水力停留时间、占地面积和出水水质等限制因素，可以选用特殊填料为基质。

四、人工湿地分类人工湿地的核心技术是潜流式湿地。

一般由两级湿地串联，处理单元并联组成。

湿地中根据处理污染物的不同而填有不同介质，种植不同种类的净化植物。

蒲公英-银纳米颗粒对三文鱼源哈夫尼亚菌AHL型群体感应系统的抑制作用檀茜倩;裴建博;王晓晴;崔方超;孟玉琼;马睿;李学鹏;励建荣【期刊名称】《中国食品学报》【年(卷),期】2024(24)3【摘要】群体感应(QS)是细菌间的一种通讯机制,抑制细菌QS系统可作为控制腐败菌的一种新策略,且可避免细菌耐药性的产生。

本研究以AgNO3为银源,蒲公英植物提取物为还原剂,制备蒲公英-银纳米颗粒(D-AgNPs)。

采用紫外可见吸收光谱、动态光散射、Zeta电位、X射线衍射、傅里叶变换红外光谱、扫描电镜和X射线能谱对其结构进行表征。

结果表明:所合成的D-AgNPs为球形、平均粒径13.9 nm、Zeta电位值(-14.07±0.25)mV,主要含Ag(68.96%)和Cl(15.27%)两种元素。

测定D-AgNPs对两株哈夫尼亚菌生长和受QS系统调控的生物被膜、N-酰基-L-高丝氨酸内酯(AHLs)、蛋白酶、胞外多糖、群集和泳动等毒力因子的影响,结果表明D-AgNPs对哈夫尼亚菌最小抑菌质量浓度(MIC)为128μg/mL,在1/16~1/2 MIC(8~64μg/mL)时可抑制哈夫尼亚菌生物被膜的形成,在1/128~1/32MIC(1~4μg/mL)时促进其生物被膜形成。

对AHLs、蛋白酶产生、群集和泳动均显示不同程度的抑制,而对胞外多糖的产生有一定促进作用。

本研究证实D-AgNPs 可作为一种QS抑制剂。

【总页数】11页(P210-220)【作者】檀茜倩;裴建博;王晓晴;崔方超;孟玉琼;马睿;李学鹏;励建荣【作者单位】渤海大学食品科学与工程学院/海洋研究院;天津科技大学食品科学与工程学院;省部共建三江源生态与高原农牧业国家重点实验室【正文语种】中文【中图分类】R28【相关文献】1.外源AHL对中慢生型天山根瘤菌群体感应系统作用的初步研究2.LC-MS/MS检测水产品源致病菌和腐败菌群体感应AHLs信号分子3.环境对蜂房哈夫尼亚菌群体感应基因haII/haIR表达的影响4.蜂房哈夫尼亚菌对粘质沙雷氏菌群体感应信号分子产生与生物被膜形成的调控因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

纳米银在水产养殖中潜在生态毒性的研究进展
李婧;朱小燕;何俊毅;孔庆玲;宋阳平;陈菲菲;钱梦雨;王士岩;刘培;金诗语;李相前
【期刊名称】《黑龙江水产》
【年(卷),期】2022(41)6
【摘要】随着水产养殖行业的高速发展,相关的病害防控任务也逐渐艰巨。

由于相关从业人员的药物使用不当或盲目用药等行为,使细菌产生耐药性,水产品中出现药
物残留,养殖环境不断恶化,最终影响行业发展。

新兴的纳米技术将金属银转化为AgNPs颗粒,为人类提供一种热门的广谱抗菌材料,并开始在水环境净化杀菌领域中应用。

近年来关于水环境中AgNPs的安全性和AgNPs对水生生物的潜在毒性产
生诸多争议。

文章将这些研究进行梳理归纳,阐述了AgNPs的杀菌特性及制备方法、在水环境中的作用机制以及对病原微生物、浮游生物、鱼类以及虾蟹类的毒性效应,对今后AgNPs进一步应用于水产养殖行业、开展相关研究工作提供展望。

【总页数】11页(P3-13)
【作者】李婧;朱小燕;何俊毅;孔庆玲;宋阳平;陈菲菲;钱梦雨;王士岩;刘培;金诗语;李相前
【作者单位】淮阴工学院生命科学与食品工程学院
【正文语种】中文
【中图分类】S948
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湿地植物生长对水位变化的响应研究湿地是一个生态系统，它通常具有丰富的水资源和特定的土壤特征，适合湿地植物的生长。

湿地植物是适应湿地环境并能够在水位变化情况下生长的一类特殊植物。

在湿地中，水位的变化对湿地植物的生长产生直接的影响。

湿地植物对水位的变化有着不同的生长响应。

一些湿地植物对水位的变化有着较高的适应性，它们能够在不同的水位条件下良好地生长。

具有气生根的植物，如芦苇、香蒲等，能够长时间承受水淹涝，并通过空气中的氧气进行呼吸。

这些植物具有较强的水分调节能力和强大的抗逆性。

湿地植物的生长与水位的变化存在着紧密的关联。

水位的变化可以直接影响湿地植物的生理特性。

当水位下降时，植物根系将接触到较多的土壤，有利于根系的生长和水分的吸收。

相反，当水位上涨时，植物根系将处于一定程度的水浸泡中，阻碍了根系的呼吸过程，因此会对湿地植物的生长产生不利影响。

湿地植物对水位变化还存在着多样的适应策略。

在干旱季节，湿地植物会通过深入土壤中寻找水分，以保证其生长所需的水分供应。

而在雨季，湿地植物则会充分利用水位上升的机会，吸收和储存更多的水分。

湿地植物还可以通过调整根系的生长位置来适应不同水位的环境，例如发达的气生根可以在水面上方延伸，以便植物的呼吸。

湿地植物对水位变化的响应还与植物物种的特性相关。

不同的湿地植物对水淹涝的适应能力有所差异，一些植物可能对高水位更为敏感，容易受到水位波动的影响，而另一些植物则更能够适应高水位的环境。

在湿地保护和修复中，了解湿地植物对水位变化的响应，有助于制定科学的湿地管理措施。

湿地植物对水位变化具有一定的适应能力和响应机制。

未来的研究应该进一步深入探究湿地植物对水位变化的生长机理和适应策略，以更好地保护和管理湿地生态系统。

水生植物在应对环境污染中的积极作用水生植物与微生物的协同去除效应人工湿地中微生物的种类和数量是相当丰富的，水生植物群落的存在，为微生物提供了附着基质和栖息场所，其浸没在水中的茎叶为形成生物膜提供了广大的表面空间，此外水生植物的根系常形成一个网络状的结构，并在植物根系附近形成好氧、厌氧、缺氧等不同环境，为各种不同微生物的吸附和代谢提供了良好的生存环境，也为人工湿地污水处理系统提供了足够的分解者。

植物根部的释放作用为微生物的大量存在提供物种保障，植物的根系分泌物促使某些嗜磷、氮细菌的生长，促进氮、磷的释放、转化及有机污染物BOD、COD的分解，从而间接提高净化率。

此外，在不同基质结构、环境因子等情况下，植物根系的扩展深度即发达程度有所变化，使微生物及酶的分布呈现出空间不均匀性。

香蒲型湿地中0.05～0.1 m深处的细菌、放线菌、真菌数量与0.35 m深处的数量比是13∶7（±4.1），基本上是差了一个数量级，增大湿地植物根系的扩展空间，有利于提高人工湿地净化污水的有效空间，是增强污水净化能力的一项重要措施。

水生植物的修复机理水生植物的根系能分泌促进嗜磷、氮细菌生长的物质，从而间接提高净化率。

浮水植物发达的根系与水体接触面积很大，能形成一道密集的过滤层，当水流经过时，不溶性胶体会被根系粘附或吸附而沉降下来，特别是将其中的有机碎屑沉降下来。

与此同时，附着于根系的细菌体在进入内源生长阶段后会发生凝集，部分为根系所吸附，部分凝集的菌胶团则把悬浮性的有机物和新陈代谢产物沉降下来。

水生植物和浮游藻类在营养物质和光能的利用上是竞争者，前者个体大、生命周期长，吸收和储存营养盐的能力强，能很好地抑制浮游藻类的生长。

某些水生植物根系还能分泌出克藻物质，达到抑制藻类生长的作用。

另外，水生植物根圈还会栖生某些小型动物如水蜗牛能以藻类为食。

挺水植物可通过对水流的阻尼或减小风浪扰动，使悬浮物质沉降。

在易受风浪涡流及底层鱼类扰动影响的浅水湖泊底层，沉水植物有利于形成一道屏障，使底泥中营养物质溶出速度明显受到抑制。

纳米硒在植物营养获取和抵抗胁迫中的应用研究进展目录一、内容概要 (2)1. 纳米硒的概念及其重要性 (2)2. 纳米硒在植物科学领域的应用背景 (3)二、纳米硒对植物营养元素吸收的影响 (4)1. 纳米硒对氮、磷、钾等主要营养元素的吸收促进作用 (5)2. 纳米硒对微量元素的吸收影响 (6)3. 纳米硒与植物生长激素的相互作用 (7)三、纳米硒在植物抗逆境中的生理机制 (8)1. 纳米硒对植物抗氧化系统的保护作用 (10)2. 纳米硒对植物逆境蛋白的表达调控 (11)3. 纳米硒对植物根系发育的影响 (12)四、纳米硒在植物体内的运输与分配 (13)1. 纳米硒在植物体内的运输途径 (14)2. 纳米硒在植物不同组织器官中的分配规律 (15)3. 纳米硒在不同生长阶段的分配特点 (16)五、纳米硒在植物病虫害防治中的应用 (18)1. 纳米硒对植物病原微生物的抑制作用 (19)2. 纳米硒对植物害虫的驱避效果 (20)3. 纳米硒在植物病虫害防治中的生态安全性 (21)六、纳米硒在植物生产中的实际应用 (23)1. 纳米硒在农作物种植中的应用效果 (24)2. 纳米硒在园艺植物栽培中的应用 (25)3. 纳米硒在药用植物培育中的潜力 (26)七、纳米硒的安全性评价及环境行为 (28)1. 纳米硒对植物及人体的安全性分析 (29)2. 纳米硒在环境中的降解与残留特性 (30)3. 纳米硒的环境行为及其对生态系统的影响 (32)八、展望与挑战 (33)1. 纳米硒在植物营养获取和抵抗胁迫中的研究前景 (34)2. 纳米硒应用中的技术难题与解决方案 (35)3. 纳米硒在植物科学领域的未来发展建议 (36)一、内容概要本文档主要介绍了纳米硒在植物营养获取和抵抗胁迫中的应用研究进展。

概述了纳米硒作为一种新兴的技术在农业领域中的重要性及其背景知识。

详细介绍了纳米硒在植物营养获取方面的应用，包括提高植物对主要营养元素的吸收、促进植物的光合作用以及对植物生长发育的积极影响。

百科名片茑萝植物抗性植物抗性（plant resistance）是指植物适应逆境的能力。

植物周围的环境（气候、土壤、水分营养供应等因素）是经常变化的，往往构成干旱、过湿、淹水、盐碱、高温、低温、霜冻，大气、水和土壤污染等伤害，这些不利条件统称逆境或环境胁迫。

目录植物抗性植物抗性基因工程是根据分子遗传学原理，培育具有特定抗性的植物新品种的生物技术，其程序是：鉴定和分离抗性基因—抗性基因的重组—将抗性基因导入受体，获得抗性能够表达并稳定遗传的再生个体。

植物抗性基因工程包括植物抗虫基因工程、抗除草剂基因工程和抗逆基因工程。

抗除草剂的基因工程是用基因工程方法培育对除草剂不敏感的作物新品种，如将某种能以除草剂为底物的酶的基因转入植物，这样的转基因植物能分解除草剂而不致受害。

抗逆基因工程是采用基因工程的方法，培育抗盐碱、抗旱、抗涝、抗冻(寒)等不良环境的植物新品种。

抗性基因来源于天然的抗逆性植物或微生物中直接分离，也可以是植物在逆境中产生的起保护细胞作用的蛋白质的基因。

如将这些基因转移到抗逆力弱的品种中，就可以提高抗逆性。

编辑本段分类形式植物抗性植物抗性可分为3种形式，即避性、御性和耐性。

植物不能主动地发生位移，其避性是在时间上，把整个生长发育过程或其特定的阶段避开逆境发生的时期，以便在较适宜的环境条件下完成生活周期或生育阶段。

例如沙生植物在雨季环境湿润时萌发，于短时期内生长、开花、结实，这种植物称短命植物。

又如喜温植物在低温到来之前结实。

这些植物的生长发育过程躲开了逆境出现的时间，实际上在逆境不存在或不严重时进行，因而其生理特性与无抗性的植物没有差异。

御性则是植物抗性的重要部分。

在形态结构上和生理功能上都有表现，使植物在逆境下仍能进行大体上正常的生理活动。

耐性也是植物抗性的重要部分。

在逆境条件下植物的修复能力增强，如通过代谢产生还原力强的物质和疏水性强的蛋白质、蛋白质变性的可逆转范围扩大、膜脂抗氧化力增强和修复离子泵等，保证细胞在结构上稳定，从而使光合、呼吸、离子平衡、酶活力等在逆境下保持正常的水平和相互关系的平衡。

草地植物的抗逆性与生态恢复潜力研究草地植物作为生态系统中重要的组成部分，对于维持地球生态平衡和恢复生态系统功能具有重要作用。

然而，面对气候变化、土地退化和人类活动带来的压力，草地植物的抗逆性和生态恢复潜力成为了科学研究和生态修复的关键议题。

本文将从抗逆性机制和生态恢复潜力两个方面，探讨草地植物的研究进展和应用前景。

一、草地植物的抗逆性机制1. 适应生长环境的生理特征草地植物在不同的生境中具有独特的生理特征，使其能够适应恶劣的环境条件。

例如，一些草地植物具有较长的根系，以便吸收更多的水分和养分。

另外，一些草地植物还能够通过调节气孔大小和数量来适应干旱或寒冷条件。

2. 抗氧化和抗病原体能力草地植物具有强大的抗氧化能力，能够抵御氧化应激对细胞的损害。

同时，一些草地植物还能够抵御病原体的入侵，降低疾病的发生率。

这些抗病机制对于草地植物在恶劣条件下的生存和生长至关重要。

3. 快速生长和繁殖能力一些草地植物具有快速生长和繁殖的能力，能够在短时间内迅速覆盖土壤表面，形成稳定的植被。

这种快速生长和繁殖能力为草地植物的生态恢复提供了重要的基础。

二、草地植物的生态恢复潜力1. 植被修复与土壤保持草地植物作为土壤保持的重要因素，能够稳定土壤、减少水土流失，并促进土壤有机质的积累。

通过种植草地植物，可以修复退化的草地生态系统，提高土壤质量，实现生态系统的持续发展。

2. 社会经济效益草地植物的生态恢复不仅对生态系统具有重要影响，还对社会经济发展带来了诸多益处。

通过草地植物的恢复和管理，可以提供牧草、木材、药材等资源，促进农牧业的可持续发展，并为当地居民带来经济收益。

3. 生态系统服务功能的恢复草地植物的生态恢复能够促进生态系统服务功能的恢复，例如水文调节、碳储存、气候调节等。

这对于缓解气候变化、改善生态环境具有重要意义。

总结：草地植物的抗逆性和生态恢复潜力是当前生态学和环境科学领域的研究热点。

深入研究草地植物的抗逆性机制，探讨其在生态恢复中的应用前景，对于维持地球生态平衡和保护生态系统具有重要意义。