一、农药在生态环境中的残留与控制综述（论文文献综述）
朱美庆[1]（2021）在《基于荧光技术研究吡虫啉、Fe2+和肼的生态环境行为》文中提出随着经济的迅速发展,生态环境污染已经成为影响人类健康最严重的问题之一。生态环境中污染物的分布、迁移以及转化机制的揭示是从源头控制环境污染的有效方法。深入直接地了解生态环境中污染物的迁移和转化机制,对减少生态环境污染具有重要意义。在过去的几十年里,生态环境中污染物的分布和运输主要是通过同位素标记技术实现的可视化。但其成本高、具有放射性、操作和处理复杂等缺点限制了其应用。荧光技术具有操作简单、荧光可调、检测速度快、再现性好以及无辐射等优点,逐渐替代同位素标记技术来进行污染物环境行为的研究。基于此,本文采用荧光技术为主要研究手段,以吡虫啉、Fe2+以及肼作为研究材料,结合荧光显微镜可视化研究它们在环境或植株中的吸收、分布和转化机制,为降低污染物对生态环境的危害提供理论依据。主要研究结果如下:1.通过碳量子点修饰介孔纳米二氧化硅,构建了具有稳定荧光的吡虫啉二氧化硅纳米载体（FL-MSNs@Im）。双层空壳的设计提高了FL-MSNs的负载能力并延长了其释放速率。FL-MSNs@Im可以通过调节p H值来控制吡虫啉的释放。FL-MSNs@Im的使用能够提高吡虫啉的利用率,减少环境污染。2.通过荧光显微镜和超高效液相串联质谱技术（UPLC-MS/MS）相结合的方法研究了吡虫啉在小白菜（Brassica chinensis L）植株中的分布、转移和代谢行为。在根部施药下,FL-MSNs@Im主要通过导管从根部输送到茎叶部位。FL-MSNs@Im在叶面施药后主要通过韧皮部的筛管向下运输。FL-MSNs@Im能够延长吡虫啉持效期,减少施药量,降低生态环境污染。3.吡虫啉在番茄植物中的分布、转运和代谢研究结果表明,强光条件下FL-MSNs@Im的迁移效率高于弱光条件。在根施条件下,FL-MSNs@Im通过蒸腾作用从导管运输到茎叶部位,未在番茄果实体内检测到FL-MSNs@Im存在。叶面施药后,FL-MSN@Im通过筛管和导管的双重运输管道由上至下运输。相比于70%吡虫啉水分散粒剂,FL-MSN@Im在番茄上能产生更少的代谢产物,这为具有高毒代谢物农药的安全使用提供了很好的思路。4.一种基于荧光探针（DDED）技术的Fe2+环境行为监测手段被开发。DDED的超大Stokes位移（>275 nm）增强了其对细胞以及组织穿透力,减少了背景荧光干扰。该技术可以直观地实时监测细胞和斑马鱼体内Fe2+的分布。DDED不仅能够定性还可以定量对污染物的环境行为进行研究。DDED可以从细胞层面深入地了解污染物在环境中的分布迁移。5.一种新型肼近红外荧光探针（DCDB）被设计并合成。DCDB具有较大的Stokes位移（160 nm）,细胞毒性低,选择性高,灵敏度高等特点。核磁共振（NMR）、密度泛函数理论计算（DFT）和高分辨质谱（HRMS）证实了DCDB与N2H4的反应机理。此外,该探针的潜在应用研究表明,DCDB能有效地实时监测N2H4在环境水样、细胞和斑马鱼中的分布。
辛龙川[2]（2021）在《不同土壤团聚体特征对草甘膦农药降解动力学影响的研究》文中进行了进一步梳理草甘膦农药的大量喷施,使其在环境中特别是土壤中的残留-累积风险日益突出,进而影响土壤健康及生态环境安全。土壤团聚体作为土壤重要的组成部分,其特征直接影响土壤中污染物的环境行为,然而以往对草甘膦农药行为的研究主要集中于土体的残留分析,但从团聚体特征角度研究其衰减特征的报道相对较少,且缺乏草甘膦农药喷施后对土壤磷组分影响的系统研究。基于此,本研究选取典型农田土壤（杨凌塿土、东北黑土、祁阳红壤）,机械筛分不同粒径团聚体（塿土团聚体分级:<10 mm、2-10 mm、1-2 mm、0.25-1 mm、0.05-0.25 mm和<0.05 mm;黑土和红壤团聚体分级:<2 mm、1-2 mm、0.25-1 mm和<0.25 mm）,通过室内培养、液-质串联分析相结合,研究草甘膦农药在不同类型土壤团聚体中的降解动力学特征、磷组分变化及其它土壤特征的响应。结果表明:（1）不同土壤团聚体中草甘膦农药降解特征类似,即初期降解速率较快,随着时间的延长降解速率减缓,其数量特征拟合结果均符合污染物一级动力学降解模型,其半衰期分别为1.17-2.20 d（塿土）、2.92-3.18 d（黑土）和15.8-20.6 d（红壤）。团聚体粒径特征对草甘膦农药的降解趋势无显着影响,而对初期的降解速率影响较大。相同观测时间内,不同粒径塿土团聚体中草甘膦农药残留量差异显着（P<0.05）,小粒径团聚体中的草甘膦农药含量较低,而黑土和红壤各粒级差异不显着;其降解产物氨甲基膦酸（AMPA）含量在三种土壤不同粒径团聚体中差异显着（P<0.05）,但AMPA含量随团聚体粒径的变化趋势各异。（2）草甘膦农药喷施后,不同土壤团聚体中磷组分含量差异显着。其中,塿土和黑土中磷组分形态以残留P和HCl-P两种稳定态磷磷组分为主,而在红壤中则以中等活性磷NaOH-Pt为主,其HCl-P和残留P含量占比远低于塿土和黑土,三种土壤各粒级团聚体磷组分含量占比分异特征差异显着,且塿土各粒级团聚体间相同磷组分的变化趋势不同,而黑土和红壤的变化趋势相同。（3）草甘膦农药喷施后,土壤团聚体中有机质、全氮和速效磷等化学性质对草甘膦农药的响应特征各异。不同类型土壤中各指标变化不同,特别是有机质和速效磷含量随降解时间的变化波动较大。同一类型土壤中,不同粒径团聚体间有机质（黑土除外）、全氮和速效磷含量差异显着（P<0.05）,其中塿土0.05-0.25 mm团聚体中的有机质、全氮、速效磷含量最高,而在黑土和红壤中最高含量出现在<0.25 mm团聚体中。此外,草甘膦农药喷施对土壤酶活性影响差异较大。其中,塿土和红壤中磷酸酶活性明显受到抑制,黑土中磷酸酶活性增大,而β-葡萄糖苷酶和丙氨酸酶活性在三种土壤中波动较大。就团聚体粒径而言,不同土壤中<0.25 mm的团聚体β-葡萄糖苷酶、丙氨酸酶和磷酸酶活性均高于其它粒级团聚体中的含量。通过主成分及相关分析表明,塿土中草甘膦农药含量与AMPA、全氮和速效磷含量显着负相关（P<0.05）;黑土中草甘膦农药含量与AMPA、有机质、全氮和速效磷含量显着正相关（P<0.05）,而与β-葡萄糖苷酶、丙氨酸酶和碱性磷酸酶活性显着负相关（P<0.05）;红壤中草甘膦农药含量则与速效磷含量和丙氨酸酶活性呈显着正相关（P<0.05）。综上所述,草甘膦农药在不同农田土壤团聚体中的降解趋势相似,均符合一级动力学模型,但在不同粒径团聚体间,草甘膦农药降解速率差异显着,且在塿土和黑土中降解迅速,而在红壤中降解缓慢,表明草甘膦农药在红壤中的环境风险可能相对较高。此外,草甘膦农药的降解过程对不同类型土壤化学性质和酶活性的影响差异各异,且不同粒径团聚体间存在差别较大。总体来看,有机质、全氮、速效磷含量、酶活性在小粒径团聚体中均高于大粒径团聚体。特别地,随着草甘膦农药的降解,速效磷含量在黑土中相对比较稳定,变化波动较小,而在红壤中速效磷含量下降、在塿土中却有所增加,这可能与草甘膦农药在土壤中降解速度和土壤本身速效磷含量有关。因此,后续还应探讨磷亏缺或丰盈条件下,草甘膦的环境特征,以期为后续农田草甘膦环境风险评估提供依据。
刘亚冬[3]（2021）在《玉米种衣剂中的农药在土壤中的残留及对细菌和酶活性的影响》文中指出内吸性农药（包括新烟碱类杀虫剂和三唑类杀菌剂）因其广谱和高效的杀虫、杀菌效果,被广泛应用于全世界农业和公共卫生领域,尤其是用于种衣剂处理（seed treatment）。但其在环境介质和农副产品中的高频检出,及其在生态系统中的已知负面影响均表明了此类农药存在一定程度的不安全性。但是,目前国内外对内吸性农药的生态毒性的关注度仍然不够,特别是针对农药在土壤中的动态迁移、残留及其对土壤生态系统影响的研究较少。因此,本研究以噻虫嗪和苯醚甲环唑为目标内吸性农药,以玉米生长期间的土壤为研究对象,通过田间试验,监测内吸性农药在不同时期以及不同深度土壤中的残留动态;并通过分析土壤中可培养微生物的数量、土壤细菌群落结构和多样性及土壤相关酶活性的状态,揭示噻虫嗪和苯醚甲环唑对土壤微生态的影响。主要研究结果如下:（1）以推荐使用剂量（6ml/1kg种子）施用进入土壤的噻虫嗪单剂和苯醚·噻虫的混剂在土壤中的噻虫嗪的残留主要集中在0-10cm土层,仅只添加噻虫嗪的处理6月19日时在土壤10-15cm中测到了噻虫嗪的残留。苯醚甲环唑均未在不同深度土壤中检出。虽然噻虫嗪在土壤中发生了向下迁移的现象,但是噻虫嗪的迁移能力较低。噻虫嗪单剂和苯醚·噻虫的混剂在土壤中噻虫嗪的最高浓度分别为0.068和0.036（μg/g）,在玉米收获期噻虫嗪土壤中残留量均低于检出限（0.004μg/g）。苯醚甲环唑在玉米不同生长时期均未在土壤中检出。并且种衣剂中的农药只有大约1%被玉米植株吸收,大部分农药留在了土壤中,可能会带来土壤污染的问题。（2）噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫均能抑制根际和非根际土壤可培养细菌的数目。随着玉米的生长,噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫对可培养细菌的抑制作用渐渐减弱,直至恢复。两种处理仅在第一次采样（玉米植株生长初期）,根际土中可培养细菌数量有显着差异。根际土中可培养细菌数量始终高于同期非根际土中可培养细菌数量。（3）噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫均对根际土细菌群落多样性影响较小,增大了细菌群落的丰度,改变了根际土细菌群落结构。随着玉米的生长,细菌群落的丰度恢复至对照水平。两种处理均增加了芽胞杆菌科（Bacillaceae）、噬几丁质菌科（Chitinophagaceae）、黄单胞菌科（Xanthomonadaceae）的相对丰度,均减少了norank＿o＿Vicinamibacterales、Vicinamibacteraceae、出芽菌科（Gemmataceae）、WD2101＿soil＿group的相对丰度,Nitrososphaeraceae在单施噻虫嗪的处理中相对丰度略微减少,在混施苯醚·噻虫的处理中相对丰度明显增加。随着玉米的生长,细菌群落结构恢复到对照水平。（4）噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫的处理均能激活根际和非根际土壤过氧化氢酶和脱氢酶的活性,并且两个处理之间没有显着差异。随着时间的推移,两种处理根际和非根际土壤过氧化氢酶和脱氢酶的活性均恢复。根际的土壤过氧化氢酶和脱氢酶的活性始终高于同期非根际土的土壤过氧化氢酶和脱氢酶的活性。综上所述,噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫以种衣剂的形式按推荐剂量施用,在玉米生长初期,对土壤微生物生态有一定的影响。到玉米收获期,因为土壤农药残留量大大减少,对土壤微生物生态的影响也消失,但是在实际农业生产中仍要控制噻虫嗪和混剂苯醚的施用浓度和施用频率,避免对土壤产生永久的破坏作用,进而影响作物产量和环境安全。为了深入地了解实际农业生产情况下,以噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫为代表的内吸性杀虫剂和杀菌剂作为种衣剂农药,在土壤中的残留动态以及对土壤微生态环境的污染,建议:（1）进行连续多年的田间实验,以了解研究噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫在土壤中长期累积情况和其对土壤微生物的影响;（2）改进并丰富微生物污染生态的研究方法,建立更高效、普遍适用的综合生物标志物,为土壤污染的监测提供依据;（3）结合高通量测序所得结果,分离纯化高效降解噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫的菌株,进而有针对性地开发土壤农药污染修复工作,为保障我国粮食安全和环境健康,提供强有力的科技支撑。
骆沛文[4]（2020）在《14C-毒氟磷在产蛋鸡体内的分布与代谢研究》文中研究指明毒氟磷是我国自主创制的新型含氟氨基膦酸酯类植物抗病毒剂,广泛用于防治烟草、水稻、黄瓜等作物的病毒病,其合成工艺相对简单,成本较低,具有良好的应用前景。近些年,针对毒氟磷在作物-土壤、水-沉积物等体系中的环境行为研究逐步开展。然而,有关毒氟磷在畜禽中分布代谢相关研究未见报道。阐明毒氟磷在禽类体内的分布代谢特征,对深入认识毒氟磷的安全性和膳食风险具有重要的实际意义。本论文选择产蛋大羽白肉鸡（Gallus gallus domesticus）为试验对象,以[噻唑基-2-14C]-毒氟磷、[苄基-14C]-毒氟磷为示踪剂,综合运用14C同位素示踪技术和现代仪器分析技术,阐明了14C-毒氟磷在产蛋鸡体内的排泄特征及其在组织中的残留分布规律,并在此基础上研究了毒氟磷在产蛋鸡体内的代谢规律,鉴定出产蛋鸡排泄物中的4种毒氟磷代谢产物,推断了毒氟磷在产蛋鸡体内可能的代谢途径。旨在补充毒氟磷在家禽内分布代谢数据的空缺,为科学评价毒氟磷在家禽中的安全性提供理论依据和数据支撑。主要的研究结果如下:（1）通过口服灌胃的方式分别将[噻唑基-2-14C]-毒氟磷、[苄基-14C]-毒氟磷以1.1 mg·kg-1·d-1的水平引入产蛋大羽白肉鸡体内,连续给药7 d,两种标记物的放射性总回收率分别为90.10%和91.48%,符合放射性物料平衡要求。（2）毒氟磷主要通过排泄物排出体外,两种标记受试物7 d累计排泄物放射性回收率分别为82.24%和84.32%,两者首日给药后12 h排泄物放射性分别占引入量比的63.42%和63.48%。两种14C-毒氟磷的排泄特征无显着性差异。（3）毒氟磷不易在产蛋鸡组织中形成残留,两种标记受试物在组织中的总残留仅占引入量的3.81%和3.85%,其中,胃中残留量占比相对最高,占引入量的2.14%和2.11%,而肺、肾、脂肪、胰腺中的放射性残留量均不超过引入量的0.01%,在脑、心脏、脾脏、卵巢、蛋、肌肉（腿、胸、翅）中未检测到放射性残留。经过膳食暴露评估,毒氟磷在产蛋鸡组织中的残留不会引发膳食风险。（4）建立了基于放射性同位素溯源联合高效液相色谱-高分辨质谱等现代仪器分析技术的代谢物精准鉴定方法,在产蛋鸡排泄物中鉴定出毒氟磷的4种代谢产物DFL-M1、DFL-M2、DFL-M3、DFL-M4。其中,DFL-M4是毒氟磷羟基化代谢产物,（（2-氟代苯基）-（6-羟基-4-甲基苯并噻唑-2-氨基）甲基）膦酸二乙酯;DFL-M3是毒氟磷O-脱烷基化产物,（（2-氟代苯基）-（4-甲基苯并噻唑-2-氨基）甲基）膦酸单乙酯;DFL-M1是毒氟磷同时经过羟基化和O-脱烷基化形成的产物,（（2-氟代苯基）-（6-羟基-4-甲基苯并噻唑-2-氨基）甲基）膦酸单乙酯;DFL-M2是毒氟磷羟基化后与葡萄糖醛酸形成的轭合产物。四种代谢产物中DFL-M4、DFL-M2为主要代谢产物。本文研究还证实,毒氟磷在产蛋鸡体内会发生代谢转化,以母体及DFL-M4、DFL-M2的形式排出体外。（5）毒氟磷在产蛋鸡体内的可能代谢途径可分为两个过程——Ⅰ相代谢和Ⅱ相代谢。Ⅰ相代谢主要发生羟基化和O-脱烷基化反应,形成了DFL-M4、DFL-M3、DFL-M1;Ⅱ相代谢主要为:在葡萄糖醛酸转移酶（UDP-Glucuronosyltransferases,UGTs）的作用下,羟基化毒氟磷DFL-M4与产蛋鸡体内的葡萄糖醛酸发生O-轭合反应。
普林奔[5]（2020）在《没食子酸对百菌清的光敏化降解作用研究》文中指出利用植物次生代谢物质光敏化降解环境污染物对水体污染修复具有重要意义。杀菌剂百菌清对水生生物毒性较高且在自然水体中主要降解产物为高毒4-羟基百菌清。本文研究了没食子酸对百菌清在不同水体中的光化学降解影响,在紫外灯、高压汞灯（HPML）、自然光（太阳光）三种光源照射下,没食子酸对百菌清光化学降解均有促进作用;通过高分辨质谱分析了百菌清在没食子酸作用下的降解产物,提出了可能降解机理。研究结果如下:在紫外灯、高压汞灯和太阳光下,百菌清在纯水溶液中的降解半衰期为T1/2 Sunlight（693.15 min）>T1/2 UV（69.31 min）>T1/2HPML（46.21 min）;降解反应常数为 Ksunlight（0.001μM min-1）<KUV（0.010μM min-1）<KHPML（0.015 μM min-1）。当百菌清（1 μmol）与没食子酸摩尔比分别为1:1、1:10时,在紫外灯、高压汞灯、太阳光三种不同光源下（60 min）,没食子酸对百菌清的光降解具有明显促进作用;没食子酸对百菌清光敏化率分别为10.0%、1240.0%;6.67%、666.67%和300.0%、7100.0%;百菌清的降解速率随着没食子酸浓度的增加而增加。百菌清在纯水中的光降解产物主要为4-羟基百菌清和脱氯降解产物,当加入没食子酸后,没食子酸对4-羟基百菌清产生的抑制作用,产生了极少量的4-羟基百菌清主要降解产物2,5-二氯-1,3-苯二腈、2,4,5-三氯-1,3-苯二腈、2,3,4,6-四氯-5-氰基苯甲酰胺、2,3,4,6-四氯-5-氰基苯甲酸。在没食子酸作用下,百菌清在纯水溶液中主要降解途径为还原脱氯、氰基水解。高压汞灯下,没食子酸与百菌清的摩尔浓度比为5:1时,没食子酸光降解速率常数从0.013 μM min-1增长到0.033 μM min-1,增大2.5倍;半衰期从53.32 min下降到21.00 min,缩短了 2.5倍;光照60 min时,没食子酸摩尔浓度减少6.69 μmol/L,没食子酸可能参与百菌清及百菌清的代谢产物光降解反应导致。高压汞灯与太阳光下,添加没食子酸与百菌清的摩尔浓度比为1:5时,百菌清在池塘水、田沟水以及稻田水中的光降解半衰期分别为10.83-13.33 min和19.80-31.51 min,没食子酸对百菌清在自然水体中的光降解也具有较好促进作用,光敏化效率比在纯水中较小,可能因为自然水体中可能存在腐殖酸、盐等影响百菌清单线态激发到三线态。没食子酸对不同水体中百菌清的光降解均有明显促进作用,且能够抑制4-羟基百菌清的产生,对水体中百菌清的污染修复具有较好的理论意义和应用价值,同时对利用植物次生代谢物质清除环境污染物具有一定指导作用。
朱蓉蓉[6]（2020）在《Arthrobacter nicotianae OTC-16对根际土壤中土霉素的降解效应及生态风险研究》文中研究指明土霉素作为应用最广、使用量最大的四环素类抗生素,在环境中的大量残留对生命健康和环境生态安全造成巨大威胁,探索高效、环境友好型的技术措施进行土霉素残留废水、废物的异位处理和土霉素污染环境的原位修复意义重大。基于微生物技术在有机污染物治理修复中的优势,同时考虑生物安全性问题,本研究以前期获得的土霉素高效降解菌Arthrobacter nicotianae OTC-16为对象,通过黄瓜盆栽试验,开展在根际病原真菌和农药存在条件下OTC-16菌株对土壤中土霉素的去除效果研究;对该菌株应用下的土霉素降解代谢产物进行鉴定和生态毒性评估;探索降解菌OTC-16的染色体以及质粒上存在的五个抗生素抗性基因在土霉素降解过程中的表达,并借助土壤培养实验分析OTC-16施用下菌源抗生素抗性基因在土壤中的丰度变化。研究结果如下:（1）通过纸碟法和室内盆栽模拟试验了土霉素高效降解菌OTC-16在黄瓜根际土壤的降解菌-根际病原真菌-农药这个综合系统中降解菌的降解效应和响应机制。实验结果表明,在黄瓜根际土壤引入土霉素降解菌OTC-16能促进土霉素的分解,加速其降解进程,且菌株具有广泛的环境适应性。然而个别环境因子,如本实验中病原真菌和杀菌剂福美双的存在可能因为抑制了降解菌株的生长而影响了其降解效果。（2）以对土霉素敏感的大肠杆菌（Escherichia coli）、枯草芽孢杆菌（Bacillus subtilis）细菌菌株以及水生生物斜生栅藻（Scenedesmus obliquus）作为指示生物,评估了土霉素降解产物的生态毒性。实验结果表明,在72 h内,B.subtilis和E.coli在经过降解菌OTC-16处理过的土霉素处理液中的生长情况明显好于未添加降解菌的阴性对照和土霉素自然水解的处理,与无添加土霉素的阳性对照相比无显着差异。表明,经过OTC-16菌株降解的土霉素代谢产物与原药相比,其生物毒性大大降低。土霉素降解产物对藻类S.obliquus的毒性试验结果与细菌具有一致性。S.obliquus在经过OTC-16降解菌株处理过的土霉素溶液中的生长情况明显优于土霉素自然水解的处理和阴性对照。值得一提的是,与无添加土霉素的阳性对照相比,添加了降解菌株OTC-16的土霉素处理中藻细胞叶绿素含量却有较大差异,说明经过菌株降解的土霉素降解产物虽然对S.obliquus的细胞增殖没有较大影响,但是对其叶绿素合成仍有一定的负面作用。在透射电镜下观察其细胞超微结构发现,S.obliquus在经过土霉素降解菌降解过的土霉素溶液中其细胞结构状况好于细胞叶绿体及细胞壁受损的土霉素自然水解的处理和阴性对照,由此再次证明降解菌OTC-16能对土霉素进行生物转化,并最终降低其在环境中的生态毒性。利用液质联用（HPLC-Q-TOF-MS）技术检测土霉素的降解产物,发现降解体系中除了含有少量的土霉素自然水解产物差向土霉素（EOTC）、异土霉素（ISO-OTC）和脱甲基土霉素（TP447）,另外还包含了大量特殊的生物降解产物氨基苯甲酸。而降解产物毒性的降低可能与体系中高毒性的EOTC被转化成无毒的氨基苯甲酸有关。（3）从实验室前期得到的菌株OTC-16的全基因组测序结果中发现,染色体以及质粒上存在5个抗生素抗性基因tet V、sul1、tet33、ant2ia、cmle8。利用实时荧光定量PCR（RT-q PCR）技术追踪了土霉素诱导下降解菌的5个抗性基因的表达情况。结果表明,土霉素的添加明显促进培养早期降解菌中ant2ia、sul1和tet33的转录,但不影响或抑制基因tet V和cmle8。结合5个抗性基因在降解菌基因上的位置,可知质粒来源的抗性基因往往具有较高的表达活性。同时,土壤培养实验结果表明,降解菌OTC-16添加10d后,位于质粒2上的3个基因tet33、ant2ia和sul1的丰度明显提高。综合抗性基因的表达活性及其在土壤中的富集情况,可知基因tet33、ant2ia和sul1具有较高的环境风险,对该质粒的剔除或对其携带抗性基因的敲除可能减少菌株在环境发挥降解作用时的安全隐患。
贾浩然[7]（2020）在《嘧草醚对双季稻田杂草的防效及其在稻田生态系统中的环境行为研究》文中进行了进一步梳理嘧草醚[2-（4,6-二甲氧基-2-嘧啶氧基）-6-（1-甲氧亚氨基乙基）苯甲酸甲酯]是近年来稻田应用较为广泛的专业除稗剂,本文在嘧草醚对双季稻田杂草的防除效果及后茬作物的安全性试验研究基础上,建立了嘧草醚常量和残留分析方法,研究了嘧草醚在水稻及其环境中的消解动态、最终残留和环境行为。结果如下:（1）田间防效试验结果表明,10%嘧草醚可湿性粉剂对稗草Echinochloa crusgalli有优异的防除效果,有效剂量45-120 g·hm-2处理药后45 d对早稻和晚稻田稗草的防效均在90%以上,且对水稻和后茬作物油菜、白菜、紫云英、小麦和土豆生长安全,但对阔叶类和莎草类杂草的防效较差;嘧草醚与苄嘧磺隆和五氟磺草胺混用,对早稻和晚稻田稗草、鸭舌草和异型莎草的防效均达91%以上,且对水稻生长安全;而与扑草净混用对杂草的防效略低,且对水稻会产生药害,严重影响产量。因此,对于以稗草为优势种群的水稻田,可选用嘧草醚45-60 g·hm-2进行防治;对于禾本科杂草、阔叶杂草和莎草科杂草发生均严重的水稻田,可选择嘧草醚30-45 g·hm-2与苄嘧磺隆或五氟磺草胺20-30 g·hm-2混用进行治理。（2）利用高效液相联用质谱建立了嘧草醚的常量和残留分析方法。在常量分析中,以ZORBAX Eclipse XDB-C18色谱柱进行分离,V（乙腈）:V（0.1%甲酸水溶液）=70:30的混合溶液为流动相,流速0.8 m L·min-1,采用电喷雾正离子（ESI+）模式扫描,HPLC-MS检测,外标法测定嘧草醚的含量,方法的线性决定系数为0.9999,标准偏差为0.116,变异系数为1.16%,平均回收率为100.44%。在残留分析中,0.01～1 mg·L-1范围内嘧草醚的峰面积与其质量浓度间线性关系良好,在乙腈、稻田水、土壤、稻株、糙米和稻壳基质中的决定系数均大于0.99,嘧草醚在稻田水中的检出限（LOD）为0.0015 mg·L-1,定量限（LOQ）为0.005 mg·L-1,在土壤、糙米、稻壳和稻株中的LOD分别为0.003、0.015、0.015和0.003 mg·kg-1,LOQ分别为0.01、0.05、0.05和0.01mg·kg-1。在0.005、0.01和0.1 mg·L-1(或mg·kg-1)添加水平下,嘧草醚在稻田水、土壤和糙米中的平均回收率分别为95-109%、92%-106%和89%-107%,相对标准偏差（RSD）分别为3.0%-5.0%、1.1%-2.9%和3.1%-3.7%;在稻壳和稻株中的平均回收率分别为95%-102%和93%-107%,RSD分别为1.1%-3.8%和3.5%-9.9%。（3）2年4地的残留消解试验结果表明,嘧草醚在田水、土壤及稻株中的消解规律均符合一级动力学模型,在4地田水中的消解半衰期(t0.5)为1.07-3.48 d,土壤中的消解半衰期(t0.5)为3.14-5.42 d,稻株中的消解半衰期(t0.5)为4.47-8.08 d.通过对消解半衰期与土壤性质和气候条件的线性回归分析可得,嘧草醚在不同基质中的消解速率均与土壤有机质含量和平均气温呈显着相关。施用1.5倍或2倍推荐使用剂量的嘧草醚后(90或120 g a.i·hm-2),收获的稻米籽实中检测出嘧草醚的残留量均未超过日本和韩国（中国暂未制定）规定的最大残留限量（MRL）值(0.05 mg·kg-1)。通过计算得出每人每天从稻米中所摄入的嘧草醚为0.0037 mg,其风险商值（RQ）为0.0028,处于安全水平。（4）采用批量平衡法和土柱淋溶法研究了嘧草醚在河北褐土（S1）、黑龙江黑土（S2）、四川紫土（S3）、浙江水稻土（S4）、江西红壤土（S5）、山东棕壤土（S6）、湖北黄壤土（S7）和海南砖红壤（S8）8种土壤中的吸附-解吸和淋溶特性。批量平衡试验结果表明,S2和S5对嘧草醚的吸附能力最高和最低（分别为97.3%和48.5%）,且在25°C下所有土壤样品的吸附-解吸等温线均通过Freundlich模型很好地拟合,吸附常数(Kads-f)在0.85（S5）和32.2（S2）之间。S3、S6和S7土壤拟合为L型等温线,而其余土壤则拟合为S型等温线。解吸常数(Kdes-f)在0.51（S5）和5.02（S2）之间。根据滞后系数（H=0.08-1.50）,嘧草醚的解吸对S2为正滞后作用,S3、S5和S6为负滞后作用。土壤有机质和黏土含量是影响嘧草醚吸附-解吸的主要因素。吸附的自由能变化小于40 k J·mol-1,表明存在物理吸附。土柱淋溶试验表明,嘧草醚的浸出在S5中很容易,在S3和S6中较为容易,在S4、S7和S8中困难,在S1和S2中非常难。综上所述,嘧草醚在不同的农业土壤中均具有较高的吸附能力和较低的解吸能力,且其吸附过程是可逆的。（5）采用室内模拟试验法分别研究在好气（未灭菌）、积水厌气和灭菌条件下嘧草醚在土壤中的降解特性。试验结果表明,嘧草醚分别在5种土壤中的降解均符合一级动力学模型,在好气（未灭菌）、60%土壤饱和持水量条件下,嘧草醚在黑龙江黑土、浙江水稻土、江西红壤土、山东棕壤土和海南砖红壤中的的降解半衰期分别为58.25d、37.46d、52.10d、47.47d和55.00d,降解速率大小为水稻土>棕壤土>砖红壤>红壤土>黑土。嘧草醚在不同饱和持水量的土壤中降解速率存在一定差异,且降解速率与土壤持水量不呈现线性相关性,在所有试验土壤中,嘧草醚降解速率均为饱和持水量的60%>80%>40%。3种不同处理条件下嘧草醚的降解速率大小为好氧（未灭菌）>积水厌氧>灭菌,且3种条件下土壤类型和降解速率的关系顺序基本一致。通过嘧草醚在5种土壤中的降解半衰期与土壤理化性质进行线性回归得到的结果,可以看出嘧草醚在土壤中的降解主要受土壤p H、土壤有机质含量和土壤黏粒含量的影响。
方连城[8]（2020）在《南通嗜铜菌X1T对毒死蜱的降解机理与降解酶TcpA分步氧化脱卤分子机制》文中研究说明毒死蜱是一种有机磷酸酯类杀虫剂,被广泛应用于经济作物上农业害虫和家庭住宅中卫生害虫的防治。对于哺乳动物和水生生物,毒死蜱不仅具有神经毒性,更具有基因毒性。毒死蜱在农业中的持续大规模使用对环境、食品和公共卫生安全带来重大威胁,这种潜在的生态风险和暴露于环境中的毒死蜱残留所带来的健康风险受到人们的日益关注。生物降解被认为是一种经济、有效的环境污染物修复技术。由于毒死蜱在环境中的主要代谢产物3,5,6-三氯-2-吡啶醇（TCP）具有抑菌活性,使得目前发现的大部分降解菌株只能降解毒死蜱,不能进一步降解其代谢产物TCP。同时,毒死蜱与TCP的微生物降解机理,分子遗传机制及其降解基因,降解酶的研究鲜有报道。为此,本论文以课题组筛选得到的能够高效降解毒死蜱及其代谢物TCP的降解菌株——南通嗜铜菌X1T（嗜铜菌属的新种）为材料,以菌株X1T全基因组序列为基础,研究毒死蜱与代谢物TCP的降解特性,利用原核表达探索TCP降解酶的催化机理与降解机制。在生态环境污染物修复上,为TCP及其类似结构有机污染物的降解提供理论依据。主要研究结果如下:1.降解动力学结果显示菌株X1T能够在24h内将100 mg/L毒死蜱降解92.2%,将20 mg/L TCP降解87%。2.全基因组测序数据分析发现,菌株X1T质粒上含有opd B基因,编码有机磷水解酶,用于毒死蜱水解。在1号染色体上发现TCP的降解基因簇,其中tcp A与fre基因分别编码2,4,6-三氯苯酚4-单加氧酶与NAD（P）H:FAD还原酶,是TCP降解的关键基因。建立了适合菌株X1T的RT-q PCR检测方法,确定了最优的内参基因为rpo B基因,并测定了在TCP降解过程中,TCP降解基因簇中各基因均上调表达,且降解酶2,4,6-三氯苯酚4-单加氧酶与NAD（P）H:FAD还原酶受上游Lys R转录调节因子反向诱导调控。3.利用大肠杆菌原核表达方式分别表达了TcpA与Fre,分别对表达载体,IPTG浓度,诱导温度进行优化,得到降解酶TcpA与Fre的可溶性融合蛋白。分别利用多糖树脂与镍柱对融合蛋白进行了纯化。体外降解实验显示,纯化后的降解酶具有降解活性,降解酶可以在2h内将10 mg/L TCP降解90%。TCP代谢产物测定中,2个脱氯产物,3,6-二氯-2,5-二羟基吡啶和3,6-二羟基吡啶-2,5-二酮被检测和鉴定,确定降解酶TcpA与Fre降解TCP为分步氧化脱氯反应。离子色谱与摩尔比分析进一步确定TCP分子上的3个氯原子都可以被降解酶脱去。4.测定了TcpA与Fre对TCP结构类似物:2,3-DCP,2,4-DCP,2,5-DCP,2,6-DCP,3,4-DCP和3,5-DCP等6种二氯苯酚的降解动力学。通过同源建模获得了降解酶TcpA的三维模型,利用分子对接与点突变验证了由206Phe,101Arg和448Gly氨基酸残基构成的活性口袋。6种二氯苯酚均可以与活性口袋中氨基酸残基形成氢键,且氢键越短,降解活性越高。5.代谢产物测定结果显示,降解酶TcpA与Fre对氯代苯酚降解过程为分步氧化脱氯,首先脱去对位的氯原子,其次脱去邻位的氯原子。且氧化能力与苯环对位基团的吸电子能力正相关,吸电子能力越强,越易被氧化。对氯代苯酚结构类似物的降解发现,降解酶TcpA具有双重的脱卤与脱硝功能,更易适应和用于复杂污染物环境的修复。
秦诗乐[9]（2020）在《稻农施药行为研究》文中研究说明“民以食为天,食以安为先”,农产品的质量安全,是人类社会生存和可持续发展的基础。但农户的施药行为是有限理性的,基于当前农药使用的负外部性,特别是作为我国三大主粮之一的水稻的“用药乱象”,本文选择将稻农施药行为作为研究对象,对稻农的农药过量施用水平进行测算,从农户自身、市场主体、政府监管等三方面出发,探究不同研究视角下稻农施药行为的异质性。本研究的重点内容包括五个部分:首先,利用中国南方水稻主产区731个农户调查数据,通过损害控制生产函数对稻农的农药施用水平进行测算;其次,通过比较分析不同规模的稻农施药行为,掌握规模户与小农户用药行为差异的规律;第三,从市场角度出发,采用PSM考察不同市场主体参与对稻农过量施用农药的影响;第四,从政府角度出发,研究政府监管因素对稻农施药行为的影响,并将政府因素和市场因素共同纳入研究框架,分析二者之间的内在作用逻辑;第五,为统筹兼顾病虫害防治和化学农药减量的目标,本文分别采用Heckman两阶段模型和联立方程模型对农户绿色防控技术采纳行为的影响因素和效应评价进行分析。在理论分析和实证分析的基础上,本研究得出以下结论:第一,调研区域,稻农存在严重的农药过量施用问题,这是由于病虫害与农药投入之间的恶性循环造成的。第二,不同规模农户的施药行为差异大:规模户的农药使用量高于小农户。在控制其他条件不变的情况下,规模户的单次用药剂量超标率比小农户高出56%,规模户的施药频次是小农户的1.40倍,口粮比例是规模户和小农户用药行为差异的根本因素。第三,市场环境因素对稻农施药行为的积极作用偏弱、消极影响较大。众多市场主体中,只有“质量型”收购商有助于抑制稻农的农药过量施用行为,合作社作用不明显,而选择非专业外包防治的农户比非外包组农户的农药过量施用概率高16.98%,非专业防治的组织化水平、植保防治手段与专业化的统防统治存在很大差距。第四,政府监管对农户的农药施用量的影响是有限的,但会与市场环境因素形成良好的交互作用,从而规范农户施药行为。第五,绿色防控技术是对化学农药的一种较好的替代。调研区域的绿色防控技术具有经济和环境双重效应,但农户的采纳比例较低,这与农户家庭的口粮比例大小有关,甚至打药时机预警和收购方关注点等因素在农户的采纳程度上也起到了较强抑制作用。在现有政府监管和市场环境的基础上,为规范农户行为可从以下几方面入手:第一,灵活革新培训方式,积极落实监管职能。通过合理的制度设计来促进绿色市场的规范化,形成农户与市场主体的多层行业自律机制,纠正市场失灵。第二,严格把控市场环境,扎实促进优质优价。要加强对绿色农产品供给市场的管制,发挥市场主体规范对农户行为的约束和监督机制。第三,对农户因材施教,充分发挥示范作用。采用合理的激励方式引导农户进行自我管理,并积极发挥示范户的辐射作用,形成从知识输入到技术输出的转变。第四,不断完善补贴机制,推进技术研发与推广。通过绿色农业技术的补贴常态化、多样化,结合减少技术推广中的交易费用和制度成本,共同弱化农户应对技术更新的成本压力。第五,建立纵向反馈机制,完善风险补偿制度。通过纵向的信息反馈机制,针对性地为农户提供全程或阶段性服务,并通过完善风险补偿制度,弱化农户为应对收入波动而对农药施用量的依赖。
齐梦园[10]（2020）在《基于集成机器学习方法对有机化合物生态毒性预测和风险评估》文中指出随着城市化进程的加快,有机化合物的生产和使用日益增加,给人类带来许多便利和好处。但是,有机化学品的存在伴随着环境污染,影响着自然资源的方方面面,其毒副作用为生态环境带来了极大的负面影响,包括大气,土壤,水和依存的生物等。传统微生物降解有机污染物的方法繁琐、占地面积大、成本高,且无法从源头上阻止污染物进入环境,日益不适应现代社会的快速发展,采用机器学习方法预测和评估有机化合物的生态毒性,可以高效快捷地判断这些化学品可能对于人类和生态环境的潜在风险,并有助于深入开展有机化合物的生物降解研究。本研究采用分子指纹结合三种机器学习方法（包括随机森林、支持向量机和极端梯度提升）,分别开发了有机化合物对大气环境、陆地环境和水体环境生态毒性的集成分类预测模型,经过五折交叉验证后,得到集成模型对来自三类模式生物的数据集的整体预测准确度分别达到88.7%、76.1%和92.6%,在接收器工作特征曲线（ROC）下的面积（AUC）为0.870、0.838和0.966。与先前报道的方法相比,集成模型实现了较高的准确率和AUC值。最后,使用随机森林算法进行特征重要性分析,确定了一些能代表性的表征生态毒性的结构特征。综上所述,本文具有以下创新性的工作:（1）开发了对有机化合物生态毒性预测的三个集成分类模型,模型均获得了更优的性能参数,为预测有机化合物的生态毒性提供可靠的技术支持和评估工具;（2）确定了一些有代表性表示生态毒性的警报结构,为更好地进行有毒污染物筛选和生态风险评价提供有力的理论支撑和指导价值。
二、农药在生态环境中的残留与控制综述（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、农药在生态环境中的残留与控制综述（论文提纲范文）
（1）基于荧光技术研究吡虫啉、Fe2+和肼的生态环境行为（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 生态环境污染物概述 |
| 1.2 有机污染物 |
| 1.2.1 农药污染 |
| 1.3 无机污染物 |
| 1.3.1 有毒金属污染物 |
| 1.3.2 小分子污染物 |
| 1.4 污染物的环境行为 |
| 1.4.1 农药的环境行为 |
| 1.4.2 有毒金属的环境行为 |
| 1.4.3 其他污染物的环境行为 |
| 1.5 污染物环境行为研究手段 |
| 1.5.1 同位素示踪技术 |
| 1.5.2 荧光标记技术 |
| 1.5.3 荧光探针技术 |
| 1.5.4 超高效液相串联质谱法(UPLC-MS/MS) |
| 第二章 引言 |
| 2.1 研究目的与意义 |
| 2.2 主要研究内容 |
| 第三章 吡虫啉荧光介孔纳米SiO_2的构建及其性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 荧光双壳空心二氧化硅吡虫啉载体的合成 |
| 3.2.4 吡虫啉在FL-MSNs的负载 |
| 3.2.5 FL-MSNs@Im中吡虫啉含量的测定 |
| 3.2.6 FL-MSNs@Im中吡虫啉的体外释放 |
| 3.2.7 吡虫啉的检测条件 |
| 3.2.8 FL-MSNs@Im的生物活性研究 |
| 3.2.9 动态接触角测试 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 FL-MSNs@Im的制备 |
| 3.3.2 FL-MSNs@Im形态和结构的表征 |
| 3.3.3 FL-MSNs@Im的荧光性能探究 |
| 3.3.4 FL-MSNs@Im中吡虫啉含量的探究 |
| 3.3.5 FL-MSNs@Im的控释研究 |
| 3.3.6 FL-MSNs@Im的生物活性研究 |
| 3.3.7 FL-MSNs@Im的动态接触角测试 |
| 3.3.8 FL-MSNs@Im在小白菜上的荧光成像 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 FL-MSNs@Im在小白菜上的环境行为研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 试剂与耗材 |
| 4.2.2 仪器与设备 |
| 4.2.3 室内试验 |
| 4.2.4 荧光成像样品制备 |
| 4.2.5 吡虫啉及其代谢物的提取净化 |
| 4.2.6 吡虫啉及其代谢产物的检测条件 |
| 4.2.7 统计学分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 根施条件下荧光纳米载体在小白菜植株中的形态特征研究 |
| 4.3.2 吡虫啉在小白菜上的初始沉积 |
| 4.3.3 根施条件下吡虫啉在小白菜上吸收和转运的荧光成像研究 |
| 4.3.4 根施条件下70%水分散粒剂和FL-MSNs@Im在小白菜上吸收和转运 |
| 4.3.5 叶面施药条件下吡虫啉在小白菜上吸收和转运的可视化研究 |
| 4.3.6 叶面施药后吡虫啉在小白菜各部位的分布和迁移 |
| 4.3.7 吡虫啉在小白菜上的代谢途径 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 FL-MSNs@Im在番茄上的环境行为研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 试剂与耗材 |
| 5.2.2 仪器与设备 |
| 5.2.3 试验设计 |
| 5.2.4 荧光成像样品制备 |
| 5.2.5 吡虫啉及其代谢物的提取净化 |
| 5.2.6 吡虫啉及其代谢产物的检测条件 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 根施条件下吡虫啉纳米载体在番茄中的形态特征研究 |
| 5.3.2 吡虫啉在番茄(Solanum lycopersicum)植物中的初始沉积 |
| 5.3.3 根施条件下番茄植株中吡虫啉的吸收与转运 |
| 5.3.4 叶面施药后番茄植株中吡虫啉的吸收与转运 |
| 5.3.5 番茄中吡虫啉的代谢机理 |
| 5.3.6 番茄中吡虫啉的最终残留 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 近红外荧光探针的构建及其对Fe~(2+)环境行为研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验部分 |
| 6.2.1 材料与试剂 |
| 6.2.2 仪器与设备 |
| 6.2.3 (E)-4-(2-(3-(二氰亚甲基)-5,5-二甲基环己-1-烯-1-基)乙烯基)-N,N-二乙基苯胺氧化物(DDED)的合成和表征 |
| 6.2.4 荧光滴定试验 |
| 6.2.5 荧光量子产率 |
| 6.2.6 pH对DDED识别Fe~(2+)的响应 |
| 6.2.7 DDED对Fe~(2+)的响应机理研究 |
| 6.2.8 HepG2细胞成像 |
| 6.2.9 斑马鱼成像 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 DDED的合成与表征 |
| 6.3.2 DDED的检测条件的优化 |
| 6.3.3 DDED对Fe2+的特异性识别和抗干扰能力研究 |
| 6.3.4 DDED的光谱性能研究 |
| 6.3.5 DDED对Fe~(2+)荧光响应机制研究 |
| 6.3.6 DDED的应用潜力 |
| 6.3.7 HepG2活细胞中Fe2+的荧光可视化 |
| 6.3.8 斑马鱼中Fe2+的荧光可视化 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 近红外荧光探针的构建及其对肼环境行为的研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 材料与试剂 |
| 7.2.2 仪器与设备 |
| 7.2.3 DCDB的合成与表征 |
| 7.2.4 细胞试验 |
| 7.2.5 斑马鱼试验 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 DCDB的设计与合成 |
| 7.3.2 DCDB和肼的反应条件的优化 |
| 7.3.3 DCDB对肼的特异性和抗干扰性研究 |
| 7.3.4 DCDB对肼的响应研究 |
| 7.3.5 DCDB与肼的反应机理研究 |
| 7.3.6 DCDB对环境水样中肼的实际应用 |
| 7.3.7 HeLa细胞试验 |
| 7.3.8 斑马鱼成像试验 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 附录A |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（2）不同土壤团聚体特征对草甘膦农药降解动力学影响的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 草甘膦农药及环境风险 |
| 1.1.1 草甘膦农药的性质与用途 |
| 1.1.2 草甘膦农药的环境风险 |
| 1.2 草甘膦农药的土壤环境行为 |
| 1.2.1 草甘膦农药与土壤颗粒的吸附-解吸 |
| 1.2.2 草甘膦农药在土壤中的降解 |
| 1.2.3 草甘膦农药在土壤中的迁移转化 |
| 1.3 草甘膦农药对土壤性质的影响 |
| 1.3.1 草甘膦农药对土壤理化性质的影响 |
| 1.3.2 草甘膦农药对土壤磷组分的影响 |
| 1.3.3 草甘膦农药对土壤微生物的影响 |
| 1.4 小结 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验土壤 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 研究内容与技术路线 |
| 2.3.1 研究内容 |
| 2.3.2 技术路线 |
| 第三章 不同土壤团聚体中草甘膦农药降解动力学特征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 提取和衍生 |
| 3.1.3 高效液相色谱-串联质谱法 |
| 3.1.4 数据分析方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同粒径塿土团聚体草甘膦农药和AMPA含量特征及降解动力学曲线 |
| 3.2.2 不同粒径黑土团聚体草甘膦农药和AMPA含量特征及降解动力学曲线 |
| 3.2.3 不同粒径红壤团聚体草甘膦农药和AMPA含量特征及降解动力学曲线 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 草甘膦农药在土壤中的降解特征 |
| 3.3.2 草甘膦农药在不同粒径土壤团聚体中的降解特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 草甘膦农药对不同土壤团聚体磷组分的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 测试方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 草甘膦农药喷施对塿土各粒级团聚体磷组分的影响 |
| 4.2.2 草甘膦农药喷施对黑土各粒级团聚体磷组分的影响 |
| 4.2.3 草甘膦农药喷施对红壤各粒级团聚体磷组分的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 不同土壤中磷组分变化特征 |
| 4.3.2 各粒级团聚体磷组分变化特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 草甘膦农药喷施对土壤团聚体特征的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 测试指标及方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 草甘膦农药喷施对塿土团聚体特征的影响 |
| 5.2.2 草甘膦农药喷施对黑土团聚体特征的影响 |
| 5.2.3 草甘膦农药喷施对红壤团聚体特征的影响 |
| 5.2.4 团聚体特征与草甘膦农药降解特征的相关性及主成分分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 不同土壤中草甘膦农药降解与土壤性质的关系 |
| 5.3.2 各粒级团聚体中草甘膦农药降解与团聚体性质的关系 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（3）玉米种衣剂中的农药在土壤中的残留及对细菌和酶活性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 噻虫嗪的研究现状 |
| 1.1.1 噻虫嗪基本性质 |
| 1.1.2 噻虫嗪的生物有害性 |
| 1.1.3 噻虫嗪在环境中的残留 |
| 1.2 .苯醚甲环唑的研究现状 |
| 1.2.1 苯醚甲环唑基本性质 |
| 1.2.2 苯醚甲环唑的生物有害性 |
| 1.2.3 苯醚甲环唑在环境中的残留 |
| 1.3 .农药联合毒性效应研究 |
| 1.3.1 联合毒性效应定义 |
| 1.3.2 农药联合毒性效应研究现状 |
| 1.4 .农药残留对土壤微生态环境的影响 |
| 1.4.1 农药对酶的影响 |
| 1.4.2 农药对微生物数量和群落结构的影响 |
| 1.4.3 农药对土壤微生物多样性的影响 |
| 第2章 引言 |
| 2.1 研究目的和意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 第3章 材料与方法 |
| 3.1 试验地概况 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 试验田设计 |
| 3.2.2 供试玉米 |
| 3.2.3 供试药剂 |
| 3.2.4 土壤采集 |
| 3.3 样品测定 |
| 3.3.1 土壤农药残留的测定 |
| 3.3.2 土壤可培养细菌数量的测定 |
| 3.3.3 高通量测序 |
| 3.3.4 土壤酶活性的测定 |
| 3.4 数据处理 |
| 第4章 噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫在土壤中的残留 |
| 4.1 噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫在玉米地中残留的空间变化趋势 |
| 4.2 噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫在玉米地中残留的时间变化趋势 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫对土壤细菌和酶活性的影响 |
| 5.1 噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫对土壤可培养细菌数量的影响 |
| 5.2 噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫对根际土细菌群落结构及多样性的影响 |
| 5.2.1 16S rRNA基因序列测序深度分析 |
| 5.2.2 根际土细菌Alpha多样性分析 |
| 5.2.3 根际土细菌Beta多样性分析 |
| 5.2.4 根际土细菌门水平上群落结构的差异 |
| 5.2.5 根际土细菌科水平上群落结构的差异 |
| 5.3 噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫对土壤酶活性的影响 |
| 5.3.1 噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫对土壤脱氢酶活性的影响 |
| 5.3.2 噻虫嗪和混剂苯醚·噻虫对土壤过氧化氢酶活性的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（4）14C-毒氟磷在产蛋鸡体内的分布与代谢研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要术语与缩略语表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 抗病毒剂研究进展 |
| 1.1.1 作物常见病毒病及防治现状 |
| 1.1.2 常用抗病毒剂及环境行为研究 |
| 1.2 毒氟磷研究进展 |
| 1.2.1 基本性质 |
| 1.2.2 毒氟磷分析检测方法 |
| 1.2.3 毒氟磷的环境行为 |
| 1.2.4 毒氟磷在动物体内的代谢 |
| 1.3 农药动物代谢研究 |
| 1.3.1 动物体内农药残留现状 |
| 1.3.2 农药动物代谢研究方法 |
| 1.4 同位素示踪法在农药动物代谢研究中的应用 |
| 1.4.1 同位素示踪法的特点 |
| 1.4.2 同位素示踪法在农药代谢研究中的应用 |
| 1.4.3 同位素示踪法在动物代谢研究中的应用 |
| 1.5 选题依据及研究意义 |
| 第二章 ~(14)C-毒氟磷在产蛋鸡体内的分布 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 标记化合物 |
| 2.1.2 试验动物 |
| 2.1.3 试剂 |
| 2.1.4 仪器与设备 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 口服灌胃液配制 |
| 2.2.2 试验动物培养及给药 |
| 2.2.3 样品采集与处理 |
| 2.2.4 毒氟磷标准曲线建立 |
| 2.2.5 稳定性试验 |
| 2.2.6 数据处理与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 毒氟磷的标准曲线 |
| 2.3.2 稳定性试验 |
| 2.3.3 ~(14)C-毒氟磷在产蛋鸡体内代谢质量平衡 |
| 2.3.4 ~(14)C-毒氟磷在产蛋鸡体内排泄率动态变化 |
| 2.3.5 ~(14)C-毒氟磷在产蛋鸡体内各组织分布规律 |
| 2.3.6 毒氟磷在产蛋鸡体内膳食风险评估 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 ~(14)C-毒氟磷在产蛋鸡体内的代谢 |
| 3.1 试验材料 |
| 3.1.1 标记化合物 |
| 3.1.2 试验动物 |
| 3.1.3 试剂 |
| 3.1.4 仪器与设备 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 样品提取 |
| 3.2.2 样品预处理 |
| 3.2.3 HPLC-LSC分析 |
| 3.2.4 HPLC-MS分析 |
| 3.2.5 HPLC-MS/MS分析 |
| 3.2.6 数据处理与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 放射性组分分析 |
| 3.3.2 放射性组分的结构鉴定 |
| 3.3.3 毒氟磷代谢产物的动态变化规律 |
| 3.3.4 毒氟磷在产蛋鸡体内可能的代谢途径 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 主要结论 |
| 4.2 主要创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 攻读学位期间的科研成果 |
（5）没食子酸对百菌清的光敏化降解作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 文献综述 |
| 1 农药概述 |
| 2 农药的降解及其影响因子 |
| 2.1 农药的微生物降解 |
| 2.2 农药的化学降解 |
| 2.3 农药的光化学降解 |
| 3 百菌清概述 |
| 3.1 百菌清对生态环境的影响 |
| 3.2 百菌清的降解 |
| 3.2.1 百菌清的微生物降解 |
| 3.2.2 百菌清的光化学降解 |
| 4 没食子酸概述 |
| 4.1 没食子酸的制备 |
| 4.2 没食子酸的应用 |
| 1 引言 |
| 2 材料及方法 |
| 2.1 化学药品和试剂 |
| 2.2 仪器与光源 |
| 2.3 光降解实验 |
| 2.3.1 标准溶液配置 |
| 2.3.2 没食子酸对纯水中百菌清光降解效应实验 |
| 2.3.3 没食子酸对纯水中百菌清光降解效应代谢产物测定实验 |
| 2.3.4 没食子酸对纯水中4-羟基百菌清光降解效应实验 |
| 2.3.5 没食子酸光降解实验 |
| 2.3.6 没食子酸对自然水体中百菌清光降解效应 |
| 2.4 相关仪器检测条件 |
| 2.5 计算方法 |
| 3 结果和分析 |
| 3.1 没食子酸对纯水中百菌清光降解的敏化效应 |
| 3.2 没食子酸对纯水中百菌清光解抑制4-羟基百菌清的产生 |
| 3.3 没食子酸对纯水中百菌清的光敏化降解代谢产物分析 |
| 3.4 百菌清光降解产物的时间分布 |
| 3.5 不同光源下没食子酸对自然水体中百菌清光敏化降解效应 |
| 3.6 没食子酸与纯水中百菌清的光降解作用机理探索 |
| 4 讨论 |
| 4.1 不同光源下没食子酸对纯水中百菌清的光降解差异 |
| 4.2 没食子酸对纯水中4-羟基百菌清的抑制作用 |
| 4.3 没食子酸对纯水中百菌清的光敏化降解途径的影响 |
| 4.4 没食子酸对自然水体中的百菌清的光降解 |
| 5 结论 |
| 5.1 没食子酸对纯水中百菌清的光敏化降解的影响 |
| 5.2 没食子酸对水中百菌清高毒代谢产物4-羟基百菌清的抑制作用 |
| 5.3 不同光源下没食子酸对自然水体中百菌清的光敏化降解 |
| 5.4 没食子酸对水中百菌清的作用机理 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）Arthrobacter nicotianae OTC-16对根际土壤中土霉素的降解效应及生态风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 文献综述 |
| 1.1 抗生素国内外研究现状 |
| 1.1.1 抗生素使用现状和环境扩散 |
| 1.1.2 土霉素的使用和扩散现状 |
| 1.1.3 土霉素的生态毒性 |
| 1.2 土霉素的降解研究进展 |
| 1.2.1 土霉素的非生物降解 |
| 1.2.2 土霉素的生物降解 |
| 1.2.3 土霉素降解产物研究进展 |
| 1.2.4 细菌的耐药机制 |
| 1.2.5 四环素类抗性基因的检测方法 |
| 1.3 研究目的、意义及内容 |
| 1.3.1 研究目的及意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 2 植物病原菌和农药存在条件下OTC-16菌株对土壤中土霉素的去除 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验试剂 |
| 2.1.3 抑菌试验 |
| 2.1.4 室内盆栽试验 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 抑菌试验结果 |
| 2.2.2 黄瓜盆栽试验结果 |
| 2.2.3 土霉素残留测定 |
| 2.3 小结 |
| 3 土霉素降解菌OTC-16的降解产物毒性评估 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验试剂 |
| 3.1.3 敏感性测试试验 |
| 3.1.4 土霉素及其降解产物毒性测定试验 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 土霉素对大肠杆菌和枯草芽孢杆菌抑菌情况 |
| 3.2.2 细菌毒性试验结果 |
| 3.2.3 土霉素降解产物鉴定结果 |
| 3.3 小结 |
| 4 菌株OTC-16中抗生素抗性基因的环境风险初探 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 土霉素降解菌OTC-16的抗性基因表达丰度变化 |
| 4.1.3 OTC-16施用对土壤中抗生素抗性基因丰度的影响 |
| 4.1.4 c DNA和土壤宏基因组DNA中抗性基因定量 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 抗性基因的质粒标准品制备及qPCR |
| 4.2.2 土霉素胁迫下降解菌OTC-16中抗性基因的表达情况 |
| 4.2.3 OTC-16施用对土壤中抗生素抗性基因丰度的影响 |
| 4.3 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 致谢 |
（7）嘧草醚对双季稻田杂草的防效及其在稻田生态系统中的环境行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 稻田杂草药剂防治概况 |
| 1.1.1 稻田主要杂草的发生与危害 |
| 1.1.2 稻田主要杂草的田间防治 |
| 1.1.3 稻田化学除草剂的发展 |
| 1.2 嘧草醚的研究进展 |
| 1.2.1 嘧草醚理化性质及作用特点 |
| 1.2.2 嘧草醚研究现状 |
| 1.3 农药残留分析方法的研究进展 |
| 1.3.1 样品前处理 |
| 1.3.1.1 样品制备 |
| 1.3.2 农药残留检测技术 |
| 1.4 农药消解动态的研究进展 |
| 1.4.1 农药消解动态概述 |
| 1.4.2 嘧啶水杨酸类除草剂消解动态研究 |
| 1.5 农药环境行为的研究进展 |
| 1.5.1 农药环境行为概述 |
| 1.5.2 嘧啶水杨酸类除草剂环境行为研究 |
| 1.6 本研究主要内容、技术路线和目的意义 |
| 1.6.1 研究的主要内容 |
| 1.6.2 研究的技术路线 |
| 1.6.3 研究的目的和意义 |
| 第二章 嘧草醚对双季稻田杂草的防效及后茬作物的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验地概况 |
| 2.1.2 试验材料 |
| 2.2 试验设计与方法 |
| 2.2.1 嘧草醚对移栽田杂草的防除试验 |
| 2.2.2 施药方法及试验调查 |
| 2.2.3 嘧草醚对后茬作物安全性试验 |
| 2.3 数据分析 |
| 2.4 结果 |
| 2.4.1 对稻田杂草的防效 |
| 2.4.2 对水稻生长的影响 |
| 2.4.3 对后茬作物的影响 |
| 2.5 讨论 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 嘧草醚常量及残留分析方法研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 仪器与试剂 |
| 3.1.2 仪器操作条件 |
| 3.1.3 标准溶液的配制及标准曲线的绘制 |
| 3.2 检测方法 |
| 3.2.1 常量分析 |
| 3.2.1.1 试样溶液的配制 |
| 3.2.1.2 样品测定 |
| 3.2.1.3 数据计算 |
| 3.2.2 残留分析 |
| 3.2.2.1 样品制备 |
| 3.2.2.2 样品提取 |
| 3.2.2.3 样品净化 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 常量分析 |
| 3.3.1.1 色谱条件的确定 |
| 3.3.1.2 质谱条件的确定 |
| 3.3.1.3 方法线性相关性与检出限测定 |
| 3.3.1.4 方法的精密度 |
| 3.3.1.5 方法的准确度 |
| 3.3.2 残留分析 |
| 3.3.2.1 Qu ECh ERS前处理优化 |
| 3.3.2.2 方法的线性范围、检出限及定量限 |
| 3.3.2.3 方法的准确度与精密度 |
| 3.3.2.4 实际样品的测定 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 嘧草醚在水稻中的残留消解动态及膳食风险评估 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 仪器与试剂 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.2.1 消解动态试验 |
| 4.1.2.2 最终残留试验 |
| 4.1.2.3 空白对照试验 |
| 4.1.3 膳食风险评估方法 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 嘧草醚在田水、土壤及稻株中的初始残留量 |
| 4.2.2 嘧草醚在田水及土壤环境中的消解动态 |
| 4.2.3 嘧草醚在水稻植株中的消解动态 |
| 4.2.4 稻米的药剂残留及膳食风险评估 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 嘧草醚在稻田生态系统中的环境行为研究 |
| 5.1 嘧草醚在8种农业土壤中的吸附-解吸和淋溶迁移行为研究 |
| 5.1.1 材料与方法 |
| 5.1.1.1 仪器与试剂 |
| 5.1.1.2 供试土壤 |
| 5.1.1.3 标准溶液的配制 |
| 5.1.2 吸附-解吸试验 |
| 5.1.2.1 吸附动力学试验 |
| 5.1.2.2 吸附等温试验 |
| 5.1.2.3 解吸动力学试验 |
| 5.1.2.4 等温解吸试验 |
| 5.1.3 土柱淋溶试验 |
| 5.1.4 数据模型及数据处理 |
| 5.1.4.1 等温吸附-解吸模型 |
| 5.1.4.2 吸附自由能和偏摩尔自由能模型 |
| 5.1.4.3 嘧草醚在土壤中的移动性 |
| 5.1.5 结果 |
| 5.1.5.1 嘧草醚在不同类型土壤中的吸附-解吸动力学 |
| 5.1.5.2 嘧草醚在不同类型土壤中的淋溶 |
| 5.1.6 讨论 |
| 5.1.6.1 嘧草醚在不同类型土壤中的等温吸附-解吸特性 |
| 5.1.6.2 嘧草醚在不同类型土壤中的吸附自由能和偏摩尔自由能 |
| 5.1.6.3 嘧草醚在不同类型土壤中的迁移性 |
| 5.2 嘧草醚在农业土壤中的降解行为研究 |
| 5.2.1 材料与方法 |
| 5.2.1.1 仪器与试剂 |
| 5.2.1.2 供试土壤 |
| 5.2.1.3 土壤预培养 |
| 5.2.1.4 供试物水溶液配制 |
| 5.2.1.5 好氧和灭菌条件下土壤培养 |
| 5.2.1.6 积水厌气条件下土壤培养 |
| 5.2.1.7 土壤含水量对嘧草醚降解的影响 |
| 5.2.1.8 培养土取样 |
| 5.2.1.9 降解半衰期计算方法及分级标准 |
| 5.2.2 结果 |
| 5.2.2.1 嘧草醚在不同类型土壤中的降解特性 |
| 5.2.3 讨论 |
| 5.2.3.1 不同含水率对嘧草醚在土壤中降解的影响 |
| 5.2.2.3 不同处理条件对嘧草醚在土壤中降解的影响 |
| 5.2.4 小结 |
| 第六章 研究结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（8）南通嗜铜菌X1T对毒死蜱的降解机理与降解酶TcpA分步氧化脱卤分子机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要缩略词和符号表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 毒死蜱的环境行为 |
| 1.1.1 土壤环境 |
| 1.1.2 大气环境 |
| 1.1.3 水环境 |
| 1.2 毒死蜱及其主要代谢物TCP的生态风险 |
| 1.2.1 毒死蜱的生态风险 |
| 1.2.2 TCP的生态风险 |
| 1.3 毒死蜱在生态环境中的微生物降解 |
| 1.3.1 毒死蜱降解菌株 |
| 1.3.2 有机磷降解酶 |
| 1.3.3 TCP降解酶 |
| 1.3.4 毒死蜱与TCP在环境中的代谢途径 |
| 1.4 氯代苯酚类环境污染物的微生物脱氯机制 |
| 1.4.1 微生物还原脱氯 |
| 1.4.2 微生物氧化脱氯 |
| 第二章 引言 |
| 2.1 研究目的与意义 |
| 2.2 主要研究内容 |
| 第三章 菌株X1~T对毒死蜱的降解特性与降解动力学 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 菌株 |
| 3.2.2 试剂与试剂盒 |
| 3.2.3 培养基与缓冲液 |
| 3.2.4 仪器与设备 |
| 3.2.5 毒死蜱与TCP的提取与检测条件 |
| 3.2.6 毒死蜱与TCP的添加回收率测定 |
| 3.2.7 菌悬液的制备 |
| 3.2.8 毒死蜱与主要代谢产物TCP的降解动力学 |
| 3.2.9 TCP对菌株X1~T的最小抑菌浓度测定 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 毒死蜱与TCP的添加回收率 |
| 3.3.2 菌株X1~T对毒死蜱与TCP的降解动力学 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 TCP降解基因的定位与克隆,降解酶的表达与纯化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 菌株与质粒 |
| 4.2.2 酶,试剂与试剂盒 |
| 4.2.3 培养基与缓冲液 |
| 4.2.4 仪器与设备 |
| 4.2.5 TCP降解基因的定位 |
| 4.2.6 RT-q PCR方法建立与TCP降解不同时刻降解基因簇各基因表达量测定 |
| 4.2.7 降解酶TcpA与 Fre的原核表达与纯化 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 TCP降解基因的定位 |
| 4.3.2 RT-q PCR方法建立与不同时刻降解基因簇各基因表达量测定 |
| 4.3.3 降解酶TcpA与 Fre的原核表达与纯化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 降解酶性能与TCP降解路径 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试剂 |
| 5.2.2 培养基与缓冲液 |
| 5.2.3 使用仪器和设备 |
| 5.2.4 降解酶制备 |
| 5.2.5 降解酶活性测定 |
| 5.2.6 降解产物测定 |
| 5.2.7 氯离子含量变化测定 |
| 5.2.8 离子色谱进样条件与方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 2,4,6-三氯苯酚单加氧酶与NAD(P)H-黄素还原酶活性测定 |
| 5.3.2 NADH与 FAD在降解过程中的作用 |
| 5.3.3 代谢产物测定 |
| 5.3.4 氯离子测定 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 降解酶TcpA分步氧化脱卤机制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 菌株与酶 |
| 6.2.2 试剂与试剂盒 |
| 6.2.3 使用仪器和设备 |
| 6.2.4 菌株X1~T对2,4-二氯苯酚降解 |
| 6.2.5 降解酶TcpA与 Fre对二氯苯酚降解动力学 |
| 6.2.6 代谢产物测定 |
| 6.2.7 降解酶TcpA同源建模与分子对接 |
| 6.2.8 点突变 |
| 6.2.9 降解酶TcpA与 Fre对二氯苯酚结构类似物的降解 |
| 6.2.10 检测方法 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 菌株X1~T对2,4-DCP的降解 |
| 6.3.2 降解酶TcpA与 Fre对6 种二氯苯酚降解动力学 |
| 6.3.3 降解酶TcpA的同源建模与分子对接 |
| 6.3.4 代谢产物测定 |
| 6.3.5 降解酶对2,4-二氯苯酚结构类似物的降解 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
| 个人简介 |
（9）稻农施药行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 导论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.3.1 研究思路 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究方法 |
| 1.4 创新点 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 农户施药行为的现状 |
| 2.1.1 用药行为不科学、不规范 |
| 2.1.2 用药行为不安全、不环保 |
| 2.1.3 用药行为不经济、不高效 |
| 2.2 农户施药行为的影响因素 |
| 2.2.1 农户个体特征 |
| 2.2.2 农户家庭特征 |
| 2.2.3 政府监管因素 |
| 2.2.4 市场环境因素 |
| 2.2.5 自然环境因素 |
| 2.2.6 其他外部因素 |
| 2.3 农药过量施用的负面效应 |
| 2.3.1 对生态的影响 |
| 2.3.2 对社会的影响 |
| 2.3.3 对经济的影响 |
| 2.4 农户过量施用农药的原因 |
| 2.4.1 政府作用:监管不力,权责不明 |
| 2.4.2 社会环境:成果转化滞后,信息不对称 |
| 2.4.3 农户自身:农户素质较低,经营规模分散 |
| 2.5 文献评述 |
| 第三章 理论基础与研究框架 |
| 3.1 概念界定 |
| 3.2 基于农户行为理论的稻农施药行为分析 |
| 3.3 基于行为经济学理论的稻农施药行为分析 |
| 3.4 基于计划行为理论的稻农施药行为分析 |
| 3.5 稻农施药行为的研究框架 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 稻农农药施用行为的统计分析 |
| 4.1 数据来源 |
| 4.1.1 调研对象 |
| 4.1.2 问卷设计 |
| 4.1.3 数据收集 |
| 4.2 农户个人禀赋特征 |
| 4.3 农户家庭环境特征 |
| 4.4 农户施药行为特征 |
| 4.4.1 稻农的农药施用强度分析 |
| 4.4.2 稻农的施药频次分析 |
| 4.4.3 不同用药环节的稻农行为特征分析 |
| 4.5 考察变量交叉分析 |
| 4.5.1 不同个人特征下的农户施药行为特征 |
| 4.5.2 不同家庭环境中的农户施药行为特征 |
| 4.5.3 不同政府监管方式下的农户施药行为特征 |
| 4.5.4 不同市场主体参与下的农户施药行为特征 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 稻农的农药使用效率测算 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 农药的边际生产率 |
| 5.3 模型构建与变量选择 |
| 5.3.1 C-D生产函数模型构建 |
| 5.3.2 风险控制生产函数模型构建 |
| 5.3.3 变量选择 |
| 5.4 实证结果 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 不同规模稻农施药行为的比较分析 |
| 6.1 文献回顾 |
| 6.1.1 现有研究对规模经营和农户施药行为的关系存在不一致观点 |
| 6.1.2 影响因素分析 |
| 6.2 数据分析 |
| 6.2.1 样本区域 |
| 6.2.2 规模户和小农户施药行为的差异 |
| 6.3 模型设定与变量选择 |
| 6.3.1 变量选择 |
| 6.3.2 模型设定 |
| 6.4 实证分析 |
| 6.4.1 单次用药剂量超标行为估计结果 |
| 6.4.2 施药频次行为估计结果 |
| 6.4.3 似无相关回归模型的检验 |
| 6.5 实证结果 |
| 6.5.1 规模户、小农户的农药使用量是否存在差异 |
| 6.5.2 规模户、小农户用药行为差异的影响因素讨论 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 不同市场主体参与对稻农施药行为的影响 |
| 7.1 文献回顾 |
| 7.2 理论分析与模型构建 |
| 7.3 不同市场主体参与对稻农施药行为的影响 |
| 7.3.1 变量选择 |
| 7.3.2 Logit模型估计 |
| 7.3.3 平衡性检验 |
| 7.3.4 估计结果 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 不同政府监管方式对稻农施药行为的影响 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 理论分析 |
| 8.2.1 政府监管的作用 |
| 8.2.2 市场环境的作用 |
| 8.3 数据分析 |
| 8.3.1 农户施药行为 |
| 8.3.2 目标考察变量特征 |
| 8.4 模型设定与变量选择 |
| 8.4.1 模型设定 |
| 8.4.2 变量选择 |
| 8.5 实证分析 |
| 8.5.1 政府监管与市场环境对农户施药行为影响 |
| 8.5.2 政府监管与市场环境对农户施药行为影响的交互效应分析 |
| 8.6 本章小结 |
| 第九章 稻农绿色防控技术采纳行为分析 |
| 9.1 引言 |
| 9.2 文献回顾 |
| 9.2.1 农户绿色防控技术采纳行为的影响因素 |
| 9.2.2 农户绿色防控技术采纳行为的效应评价 |
| 9.2.3 本文的拓展 |
| 9.3 理论基础与分析框架 |
| 9.4 模型构建与变量选择 |
| 9.4.1 Heckman两阶段模型 |
| 9.4.2 联立方程模型 |
| 9.4.3 变量说明 |
| 9.5 影响因素的实证结果 |
| 9.5.1 农户个人特征因素 |
| 9.5.2 农户家庭特征因素 |
| 9.5.3 政府因素 |
| 9.5.4 市场因素 |
| 9.6 效应评价的实证结果 |
| 9.7 本章小结 |
| 第十章 研究结论与政策启示 |
| 10.1 研究结论 |
| 10.2 政策启示 |
| 10.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（10）基于集成机器学习方法对有机化合物生态毒性预测和风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.2 研究思路与内容 |
| 第2章 国内外文献综述 |
| 2.1 有机污染物的微生物降解 |
| 2.2 QSAR技术概论 |
| 2.3 机器学习方法概论 |
| 2.4 环境中有机污染物的毒性预测 |
| 2.4.1 有机污染物对大气环境的毒性预测 |
| 2.4.2 有机污染物对陆地环境的毒性预测 |
| 2.4.3 有机污染物对水体环境的毒性预测 |
| 2.4.4 有机污染物对环境中微生物的毒性预测 |
| 第3章 用集成学习方法构建有机化合物生态毒性预测模型 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验数据收集 |
| 3.2.1 大气环境数据 |
| 3.2.2 陆地环境数据 |
| 3.2.3 水体环境数据 |
| 3.3 模型构建与评估方法 |
| 3.3.1 分子指纹的计算 |
| 3.3.2 特征选择 |
| 3.3.3 模型构建 |
| 3.3.3.1 支持向量机 |
| 3.3.3.2 随机森林 |
| 3.3.3.3 极端梯度提升 |
| 3.3.3.4 集成学习方法 |
| 3.3.4 模型性能评估 |
| 3.3.5 警示子结构分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 数据集分析 |
| 3.4.2 基分类模型性能 |
| 3.4.2.1 大气环境模型 |
| 3.4.2.2 陆生环境模型 |
| 3.4.2.3 水生环境模型 |
| 3.4.3 集成模型的性能 |
| 3.4.4 与文献中报道的方法的比较 |
| 3.4.5 与生态毒性相关的结构特征 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 存在问题与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 FP4分子指纹对应的结构特征 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及参加科研情况 |
四、农药在生态环境中的残留与控制综述（论文参考文献）
- [1]基于荧光技术研究吡虫啉、Fe2+和肼的生态环境行为[D]. 朱美庆. 安徽农业大学, 2021(01)
- [2]不同土壤团聚体特征对草甘膦农药降解动力学影响的研究[D]. 辛龙川. 西北农林科技大学, 2021
- [3]玉米种衣剂中的农药在土壤中的残留及对细菌和酶活性的影响[D]. 刘亚冬. 西南大学, 2021(01)
- [4]14C-毒氟磷在产蛋鸡体内的分布与代谢研究[D]. 骆沛文. 浙江大学, 2020
- [5]没食子酸对百菌清的光敏化降解作用研究[D]. 普林奔. 安徽农业大学, 2020(03)
- [6]Arthrobacter nicotianae OTC-16对根际土壤中土霉素的降解效应及生态风险研究[D]. 朱蓉蓉. 浙江农林大学, 2020(02)
- [7]嘧草醚对双季稻田杂草的防效及其在稻田生态系统中的环境行为研究[D]. 贾浩然. 江西农业大学, 2020
- [8]南通嗜铜菌X1T对毒死蜱的降解机理与降解酶TcpA分步氧化脱卤分子机制[D]. 方连城. 安徽农业大学, 2020
- [9]稻农施药行为研究[D]. 秦诗乐. 中国农业科学院, 2020(01)
- [10]基于集成机器学习方法对有机化合物生态毒性预测和风险评估[D]. 齐梦园. 辽宁大学, 2020(01)