一、农药残留微生物降解技术示范成功（论文文献综述）
朱云鹏[1]（2021）在《毒死蜱、莠去津降解菌的筛选与鉴定》文中认为毒死蜱和莠去津是两种常见的化学农药。由于这二者具有高效、廉价、药效持续时间长等特点而被广泛应用,但长期使用会污染土壤、水体,破坏生态平衡,威胁人类身体健康。传统的农药降解主要依靠物理和化学方法,但是其效率较低,投入大且容易造成二次污染。微生物修复技术由于其具有高效性、安全性及环境友好性成为降解农药的重要手段。本实验以毒死蜱和莠去津为实验对象,从农田土壤、污水处理厂曝气池的污泥和农药厂排污口的土壤三种样品中分离筛选农药降解菌,通过形态学观察、生理生化试验及分子生物学方法对高效降解菌种进行鉴定,然后利用正交试验优化菌株最佳发酵条件。研究结果如下:1.使用富集法和驯化法从三种样品中筛选获得降解菌。结果显示,最终分离筛选共获得27株菌株,其中驯化法得到毒死蜱降解菌9株,莠去津降解菌10株;富集法得到毒死蜱降解菌7株,莠去津降解菌4株（三株可同时降解毒死蜱和莠去津）。2.使用高效液相色谱法对菌株的降解率进行检测。结果显示,在37℃培养12 h后,16株菌株对毒死蜱降解率率为18.09%-76.44%,降解率50%以上的有9株。在37℃培养12 h后,14株菌株对莠去津降解率为29.73%-68.37%,降解率50%以上的有3株。3.选取对毒死蜱和莠去津降解率最高的降解菌进行鉴定。结果显示,筛选获得的毒死蜱降解菌中,A3菌株的降解能力最强,为76.44%,且该菌能以毒死蜱为唯一碳源进行生长。筛选获得的莠去津降解菌中,B3菌株的降解能力最强,为68.37%。且降解菌B3可以同时降解毒死蜱。对降解菌A3和B3进行形态学观察、生理生化试验和16S r RNA基因测序并进行比对,鉴定A3和B3为伯克霍尔德氏菌属（Burkholderia sp.）。4.测定了不同p H值、温度和接种量对降解菌A3和B3降解率的影响。结果表明,降解菌A3和B3在18℃时降解率最低,在36℃时降解率最高。降解菌A3在p H值为5时降解率最低,在p H值为8时降解率最高;降解菌B3在p H值为5时降解率最低,在p H值为7时降解率最高。接种量对降解菌A3和B3降解率影响较小,降解菌A3在接种量为1%时降解率最低,在接种量为4%时降解率最高;降解菌B3在接种量为1%时降解率最低,在接种量为3%时降解率最高。5.测定了不同p H值和温度对降解菌A3、B3生长量的影响。结果表明,在温度为30℃-36℃时降解菌A3、B3生长情况最佳,p H值为6-9时降解菌A3、B3生长情况最佳。6.对可同时降解毒死蜱和莠去津的菌株B3进行最佳发酵条件的优化。优化结果表明,在温度为36℃,p H值为8,接种量为3%时降解菌B3生长量最佳,此时对毒死蜱降解率86.73%,对莠去津的降解率为76.19%。
焦美娟,林文星,马鹏生,王芳,何娜,吴秀丽[2]（2021）在《农药残留生物降解剂的研究进展》文中研究指明当前农药污染问题已经对人们的生活环境产生影响,而生物降解技术在处理农药污染方面有着独特优势和发展前景。该研究首先介绍了农药残留生物降解的机理以及影响降解的因素;然后分别阐述微生物菌剂、酶制剂、工程菌剂以及微生物联合体、植物微生物联合等不同降解方式在农药残留方面的研究现状和具体应用,由于不同降解方式有其不同的降解特点,若把新技术与传统降解方式结合将会有新的突破;最后指出当前存在问题以及展望,如结合固定化技术、基因工程技术可以更好的发挥降解剂的效能,但在实际应用中也有一些问题仍待解决。生物降解剂在农业、工业、环境等领域的农药残留方面具有很大的研究潜力与应用前景,对了解农药残留生物降解剂有所帮助。
侯君霞[3]（2021）在《稻田湿地-生态沟渠净化村落次级支浜污染河水特性研究》文中研究表明针对耕地集约化,面对人口压力下粮食的增产需求,化肥及农药等使用量在逐年增大,农田退水造成的面源污染已成为环境污染治理的难点和重点问题。本研究构建以水稻田为载体的潜流式稻田湿地耦合生态沟渠净化村落支浜污水,采用常规水质指标检测、高效液相色谱、气质联用及高通量测序等技术手段,从以下5个方面来考察稻田湿地-生态沟渠耦合系统对村落支浜污水的去除效果和湿地土壤微生物群落特征,具体研究工作包括:（1）探究不同曝气强度和方式的前置增氧对稻田湿地耦合生态沟渠系统去除村落支浜污水中常规污染物影响,确定最佳的试验运行参数,并对稻田湿地耦合生态沟渠系统出水进行急性毒性安全分析;（2）分析比较自然条件及HD菌剂强化下稻田湿地对支浜污水和土壤中农残（苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚）的降解规律;（3）探究HD菌剂对湿地水及土壤中EDCS（雌酮（E1）、雌二醇（E2）、乙炔基雌二醇（EE2）、雌激素（E3））降解效能的影响;（4）采用高通量测序手段从微生物角度分析和揭示湿地土壤中微生物群落的趋势变化及分布情况;（5）考察常州市武进区雪堰镇新康村农业面源氮磷拦截示范工程运行效能。通过上述研究,取得了以下研究成果:（1）潜流式稻田湿地耦合生态沟渠净化村落支浜污水试验结果表明:湿地进水的曝气强度为60-90 m L/min,曝气与不曝气时间比为20 min:100 min时,湿地内亚硝酸盐积累率可达到了50%以上,此条件下湿地的短程硝化反硝化反应可顺利启动。稻田湿地耦合生态沟渠系统W1和W2出水水质分别为CODMn:16.1 mg/L、14.8 mg/L,TN:4.23 mg/L、3.71 mg/L,NH4+-N:0.99 mg/L、0.46 mg/L,TP:0.14mg/L、0.11 mg/L,两组系统出水四项基本指标均达地表水环境质量标准Ⅳ类水质且不具有毒性。（2）自然条件及HD菌剂强化下稻田湿地对支浜污水和土壤中农残（苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚）的降解规律是:苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚在稻田水中的降解主要以光解为主,HD菌作用微弱,HD菌剂强化下稻田水中的农残降解半衰期相比自然条件下无明显差异。HD菌剂强化下稻田土壤中苄嘧磺隆、二氯喹啉酸和双草醚的降解半衰期相比自然条件下分别缩短2.6 d、4.7 d和3.0 d,HD菌可以有效缩短三种农残在土壤中的半衰期。（3）自然条件及HD菌剂强化下稻田湿地对支浜污水和土壤中EDCs的降解规律是:两组湿地对E1、E2、E3及EE2的平均去除率分别为W1:80.1%、72.4%、51.4%、68.3%,W2:82.6%、73.4%、60.5%、75.6%。HD菌剂加强组W2中的EDCs残留量要明显低于空白对照组W1,W2湿地出水中E1、E2、E3和EE2含量相比W1可分别降低约26.6%、17.1%、30.3%、13.3%,HD菌剂能强化稻田湿地土壤中EDCs的降解。（4）稻田湿地内微生物群落的变化特征是:高通量测序结果表明Proteobacteria、Planctomycetes、Chloroflexi、Acinetobacter、Longilinea、Novosphingobium等具有硝化与反硝化功能的菌种在湿地土壤中广泛分布,是湿地土壤中的优势菌属。间歇性弱曝气可有效提高湿地土壤微生物种群多样性,对湿地除氮、降解有机物等均有至关重要的作用。W2湿地投加假单胞菌HD后,Acinetobacter和Nitrospira相对丰度相比BDT分别提高9.18%、3.19%,假单胞菌HD能有效改善了湿地的硝化与反硝化能力,证明湿地具良好的脱氮和降解有机物的能力。（5）常州市武进区雪堰镇新康村农业面源氮磷拦截示范工程运行跟踪研究表明,1650亩水稻田退水经5条次级支浜（总长3540m）生态拦截处理后,污染负荷年削减总量为CODCr:14.53 t/a,NH4+-N:0.45 t/a,TN:1.46 t/a,TP:0.18 t/a;污染负荷年削减率分别为81.4%、71.4%、58.0%、66.4%。5条次级支浜水环境治理效果良好,水质明显改善,各条次级支浜出境断面的COD、NH4+-N、TN、TP等四项水质指标均达《地表水环境质量标准（GB3838-2002）》中的Ⅴ类水质。
徐莎莎[4]（2021）在《有机光敏剂对敌草腈光降解研究》文中进行了进一步梳理本论文从天然产物、有机类化合物及无机化合物中寻找到无毒、高效并能够促进水中敌草腈光解的物质——没食子酸,本论文研究了在不同光源下没食子酸促进敌草腈光解情况,并探索了其对自然水体（稻田水、田沟水和池塘水）中敌草腈的光降解效果。同时构建了水环境中敌草腈光化学降解实验分析方法、邻氯苯甲腈、苯甲腈的液相检测方法。最后研究了没食子酸促进敌草腈降解的原理及光降解路线。实验结果总结如下:1、高压汞灯下,从天然产物、有机化合物及无机化合物中筛选出三种对敌草腈有促进光降解效应的物质分别为没食子酸、杨梅素和磷钨酸钠水合物。其中光降解效果最好的是没食子酸。同时测试了不同的光源下没食子酸对敌草腈光降解效果的影响,实验结果为:K高压汞灯>K紫外灯>K氙灯>K太阳光>K白炽灯>K蓝光灯。以高压汞灯为光源本论文筛选出没食子酸促进敌草腈光解最优条件:敌草腈和没食子酸摩尔比为1:25时,降解时间为4小时。本论文也研究了没食子酸在天然水体中（稻田水、田沟水及池塘水）中对敌草腈的降解效果,实验结果表明没食子酸在天然水体中对敌草腈光解也有较好的促进作用。最后本论文对没食子酸光降解敌草腈的途径进行了研究,实验结果表明敌草腈最终会光解为邻氯苯甲腈和苯甲腈。值得注意的是,敌草腈在自然条件下常会生成成剧毒的2,6-二氯苯甲酰胺（BAM）,但本论文通过采用没食子酸促进敌草腈的光解,避免了此降解产物的产生。2、没食子酸分子中含有酚羟基结构,光照条件下其氧化作用会使O-H键断裂,发生脱氢反应,生成大量的具有强还原性的氢自由基。氢自由基一方面会中和反应体系的羟基自由基,降低反应体系的氧化性,另一方面,还可以参与体系内的相关反应。在N,N-二甲基对亚硝基苯胺（PNDA）/没食子酸/敌草腈光解体系中随着光照时间的延长并没有检测到羟基自由基的产生。不同于以往氧化脱氯的反应机理,在敌草腈和没食子酸的光降解体系中,没食子酸会作为一种氢供体与敌草腈分子发生还原脱氯的取代反应,从而加快了敌草腈光化学降解的速率。
孙佳楠[5]（2020）在《深绿木霉T23对敌敌畏的降解特性及机制》文中研究指明敌敌畏（2,2-二氯乙烯基二甲基磷酸酯,C4H7Cl2O4P）是一种重要的速效广谱性有机磷杀虫剂,被广泛应用于农作物生产、食品储藏害虫防治及畜禽的寄生虫感染治疗。然而生产或使用过程中的滥用及不当处理,对水体、农田土壤、作物、水产品和畜禽产品等造成污染,严重威胁农产品生产安全和人类健康。真菌可以通过化学修饰或影响化合物的生物利用度来降解环境中的有机污染物,因其菌丝网络的快速形成和对复杂环境中多污染物的同步修复能力而越来越受到关注。木霉菌（Trichoderma）生态适应性强,在自然界不同生态系统均有广泛分布,是典型的多功能微生物,具有降解多种环境污染物的能力。本研究以敌敌畏为降解对象,开展深绿木霉（Trichoderma atroviride）T23菌株对敌敌畏的微生物降解机制研究,明确了深绿木霉T23对敌敌畏的降解特性、鉴定了敌敌畏的降解产物、揭示了敌敌畏降解相关酶和基因,为真菌降解有机磷农药积累了基础理论。具体研究结果如下:（1）深绿木霉T23对敌敌畏的良好耐受性在300μg/mL敌敌畏胁迫下分析其对深绿木霉T23代谢产物的影响。结果表明:差异代谢产物主要富集在与初级代谢相关的氨基酸代谢、氨基糖和核苷酸糖代谢、乙醛酸和二羧酸代谢、三羧酸循环以及与次级代谢相关的核黄素代谢、甲烷代谢、泛酸和Co A的生物合成途径。24 h时与耐受性相关的甜菜碱及其前体吲哚类化合物的相对含量均显着上调,随着敌敌畏含量的降低耐受性相关化合物的相对含量开始下降,证实深绿木霉T23降解敌敌畏的过程可以通过调整耐受性相关代谢途径的化合物含量来适应敌敌畏的胁迫。（2）深绿木霉T23降解敌敌畏的酶促作用通过SEM-EDS的方法检测了深绿木霉T23菌丝对敌敌畏的吸附,未检测到敌敌畏的特征元素Cl;又通过GC-FPD的方法检测了灭活与非灭活菌丝对敌敌畏的降解能力,发现菌丝灭活后对敌敌畏的降解能力与敌敌畏水解的降解能力变化趋势一致,均显着低于非灭活菌丝,说明木霉菌对敌敌畏的吸附微弱。通过胞内、胞外酶活性测定明确了深绿木霉T23降解敌敌畏的酶系属于诱导酶,当敌敌畏的诱导浓度达到500μg/mL时,胞内酶、胞外酶对敌敌畏的降解率分别为54.88%和14.48%,且胞内酶活性始终高于胞外酶活性。经敌敌畏诱导后,深绿木霉T23胞内的内酯酶（lactonase）、芳香酯酶（arylesterase）、过氧化物酶（POD）活性呈现先上升、后下降的变化趋势,对氧磷酶1（paraoxonase 1）的含量也因敌敌畏的诱导而升高。上述蛋白酶活性变化均与敌敌畏降解量呈正相关,为敌敌畏的降解产物的鉴定和敌敌畏降解酶的筛选提供了线索。（3）深绿木霉T23降解敌敌畏的产物与降解途径明确了深绿木霉T23降解敌敌畏的主要代谢产物并推测了深绿木霉T23降解敌敌畏的途径。深绿木霉T23降解敌敌畏产物包括乙醇、乙酸、二氯乙醛、2,2-二氯乙醇、2,2,2-三氯乙醇、二氯乙酸、二氯乙酸乙酯、2,2-二氯乙醇醋酸酯、磷酸二甲酯、磷酸三甲酯、（Z,E）-2-氯乙烯基磷酸二甲酯、PO43-和Cl-。由此推测其降解途径主要有2条:途径I,首先通过P—O键水解使敌敌畏转化为磷酸二甲酯和二氯乙醛,磷酸二甲酯逐步被代谢成PO43-、二氧化碳和水,二氯乙醛被氧化为二氯乙酸或还原为2,2-二氯乙醇。部分2,2-二氯乙醇进一步转化为2,2,2-三氯乙醇,其余的脱氯生成乙醇。途径II,敌敌畏发生脱氯反应后生成（Z）-2-氯乙烯基磷酸二甲酯或（E）-2-氯乙烯基磷酸二甲酯,该中间产物脱2-氯乙醛后生成磷酸三甲酯并逐步转化为PO43-。此外,深绿木霉T23对自然水样中敌敌畏降解的产物与实验室条件下降解产物一致;深绿木霉T23处理后灭菌自然水样中敌敌畏的半衰期为54.6 h,略低于未灭菌自然水样处理组的61.7 h。（4）深绿木霉T23细胞色素P450基因的表达及其对敌敌畏中间产物的转化在深绿木霉T23基因组中克隆到39个具有完整开放阅读框的细胞色素P450基因,这些基因编码的细胞色素P450蛋白分布于21个集团下的29个家族,其中与初级代谢相关的细胞色素P450基因有4个,与次级代谢相关的细胞色素P450基因有14个,与外源性物质代谢相关的P450基因有21个。通过荧光定量PCR的方法分析了与外源性物质代谢相关的P450基因在敌敌畏诱导0 h、2 h、6 h、24 h和48 h后,21个基因的表达变化呈7种表达模式;在100μg/mL、300μg/mL、500μg/mL和1000μg/mL敌敌畏诱导24 h后,TaCyp548、TaCyp620、TaCyp52、TaCyp528和TaCyp504家族下的8个细胞色素P450基因的相对表达量较对照组至少上调表达1倍以上。同源克隆TaCyp548-2,该基因全长1 911 bp,含有4个长为125、75、61和57 bp的内含子,编码530个氨基酸,属于诱导酶。TaCyp548-2的敲除会显着降低敌敌畏降解中间产物2,2-二氯乙醇进一步转化为终产物2,2-二氯乙醇醋酸酯。以敌敌畏诱导后的深绿木霉T23野生株、ΔTaCyp548-2敲除株和co-TaCyp548-2回补株的微粒体进行脂肪酸氧化体外试验,发现TaCyp548-2属于脂肪酸代谢的ω-羟化酶,正调控乙酸、丙酸、异丁酸和二丁酸等低分子有机酸的形成,证明了这些小分子有机酸可促进敌敌畏降解中间产物2,2-二氯乙醇的进一步转化。（5）有机磷水解酶TaPon1-like的鉴定及功能从深绿木霉T23中克隆获得有机磷水解酶基因TaPon1-like。该基因全长为1384 bp,编码438个氨基酸,具有典型6 Propeller水解酶亚家族的特征序列,受敌敌畏诱导后持续上调表达。通过ATMT的方法构建了TaPon1-like敲除株KO1和回补株CO1。24 h时,经KO1处理的敌敌畏残留量较野生株T23与回补株CO1分别高124.88μg/mL和130.30μg/mL,说明缺失TaPon1-like会削弱深绿木霉降解敌敌畏的能力。将TaPon1-like在E.coli Origami B（DE3）中表达,经GST亲和层析柱纯化后获得重组蛋白酶reTaPon1-like,该酶蛋白可将敌敌畏转化为磷酸二甲酯和二氯乙酸,证明TaPon1-like是编码P—O键水解的相关酶基因。重组酶reTaPon1-like降解敌敌畏的最佳反应温度范围为20～35°C,最适p H 7.5～9.0。Ca2+和Zn2+可分别显着增加酶活性489.7%和134.4%,Mg2+、Na+、Ba2+和Mn2+可增加酶活性19.9%～76.5%,而Cu2+显着抑制酶活性。reTaPon1-like具有广泛的水解底物谱,不仅对对氧磷类化合物（对氧毒死蜱、速灭磷、马拉氧磷和氧化乐果）具有水解活性,还对芳香酯类（乙酸苯酯、对硝基苯基乙酸酯和对硝基苯基丁酸酯）和内酯类化合物3,4-二氢香豆素具有水解活性,对各底物的米氏常数Km范围为0.23～1.58 mmol/L,kcat为6.1～3261.1 s-1。其中该酶蛋白酶对敌敌畏亲和性最佳,米氏常数Km为0.23 mmol/L,kcat为204.3 s-1,kcat/Km s-1为8.88×105 s-1 M-1。本文系统研究了深绿木霉T23降解敌敌畏的主要酶促作用和分子机理。揭示了深绿木霉T23酶促降解敌敌畏的作用特点,推测了敌敌畏降解途径;首次发现深绿木霉T23中存在有机磷水解酶基因TaPon1-like,该基因编码的蛋白酶负责敌敌畏P—O键的水解;分析了敌敌畏胁迫下细胞色素P450多样表达模式,明确细胞色素P450基因TaCyp548-2正调控胞外小分子有机酸的产生,促进对敌敌畏中间产物的转化;综合提出了深绿木霉T23促使敌敌畏P—O键水解到中间产物进一步分解转化的主要酶促降解过程。
史陶中[6]（2019）在《南通嗜铜菌X1T（Cupriavidus nantongensis X1T）对六种有机磷杀虫剂的降解研究》文中指出有机磷农药为人类农业增产增收做出了巨大贡献,但是由于其不科学的大量使用,造成生态环境问题,危及人类健康。因此,促进环境中有机磷农药的降解、修复受污染的生态环境显得非常迫切。微生物修复方法具有经济、高效、无二次污染、生态环境友好等优点,被认为是最具潜力的污染修复方法。本研究探讨南通嗜铜菌X1T菌对6种广泛使用的有机磷杀虫剂的降解能力与特性,并初步探讨了这6种杀虫剂的降解路径,主要结论如下:1.采用单因素试验方法优化菌株降解毒死蜱的条件,结果表明:（1）X1T菌降解毒死蜱的最适温度为37℃、最适pH值为7-9、最适接菌量为10%（OD600nm=0.6）;（2）不同浓度毒死蜱（5、50、100、500和1000 mg/L）作为底物时,X1T菌对其12 h降解率分别为100%、100%、92.8%、46.2%和39.1%。表明X1T菌能耐受高达1000 mg/L的毒死蜱;（3）粗酶液具有对毒死蜱的降解活性,但活性较相同菌量的菌体细胞活性小。2.X1T菌具有较为广泛的降解底物谱,能够快速降解甲基对硫磷、对硫磷、三唑磷、辛硫磷、杀螟松3,5,6-三氯-2-吡啶酚、对硝基苯酚、2-氯-4-溴苯酚、2,4-二氯苯酚和苯酚、。3.X1T菌对六种代表性有机磷农药（甲基对硫磷、三唑磷、毒死蜱、辛硫磷、水胺硫磷和丙溴磷）降解动力学结果表明:（1）X1T菌对甲基对硫磷、三唑磷、毒死蜱、辛硫磷、水胺硫磷和丙溴磷的降解过程符合一级动力学方程;（2）在水中50mg/L浓度下,X1T菌对的甲基对硫磷、三唑磷、辛硫磷降解速率最快,降解半衰期分别为8.5min、9.4min、44.6min,对毒死蜱、水胺硫磷和丙溴磷也具有很快的降解速率,降解半衰期分别为3.3h、10.2h和34.7h;4.在对映体水平上研究了 X1T菌对丙溴磷和水胺硫磷的降解,结果表明:（1）X1T菌对丙溴磷和水胺硫磷的降解具有明显的对映体选择性,X1T菌对（+）-丙溴磷降解速率明显快于（-）-丙溴磷,而R（-）-水胺硫磷降解速率明显快于S（+）-水胺硫磷;（2）X1T菌对50mg/L的Rac-水胺硫磷降解半衰期为10.2 h,在2h内R（-）-水胺硫磷降解率达100%,降解半衰期为0.3 h,而在2h内S（+）-水胺硫磷不降解,ES值为1,说明X1T菌对水胺硫磷的降解在R（-）-水胺硫磷降解完成之前具有绝对选择性。5.分析了 X1T菌降解甲基对硫磷、三唑磷、毒死蜱、辛硫磷、水胺硫磷和丙溴磷的代谢中间产物,对X1T菌降解这6种有机磷农药降解途径进行了推测,结果表明:有机磷农药首先在有机磷水解酶（OPH）作用下水解为酚类物质,然后酚类物质产生积累或在2,4,6-三氯苯酚单加氧酶的作用下逐渐氧化（脱卤）,最后苯环或吡啶环开裂、矿化。综上所述,X1T菌对多种有机磷农药和酚类物质具有显着的降解活性和广泛的降解底物谱。X1T菌对有机磷农药的主要降解机制为:有机磷水解酶（OPH）催化有机磷农药的磷酸酯键水解,所产生的酚类化合物在2,4,6-三氯苯酚单加氧酶作用下,逐步氧化降解,最终苯环或吡啶环开环、矿化。本研究对于利用X1T菌修复有机磷农药污染环境具有重要的实际意义和理论指导意义。
冯彦媚[7]（2019）在《嘧菌酯降解菌的筛选、鉴定及降解特性研究》文中认为嘧菌酯属于甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂,能有效防治多种由真菌（卵菌纲、子囊菌纲、担子菌纲和半知菌纲等）引起的作物病害。然而该杀菌剂的频繁使用导致其残留污染问题日益严重,因此,治理嘧菌酯农药残留对保障人类健康和环境安全具有重要意义。以微生物为主体的生物修复技术具备了操作简单、经济实用、无二次污染等优点,已成为处理嘧菌酯残留污染问题的有效措施。本文从污染环境样品中筛选并驯化得到嘧菌酯高效降解菌株,并进行菌种鉴定;测定其降解特性;鉴定嘧菌酯的微生物降解产物,推测其降解途径;并研究降解菌株的土壤生物降解效果,为今后开发应用嘧菌酯残留降解菌提供理论基础。主要研究结果如下:1、嘧菌酯降解菌的筛选与鉴定采用富集与驯化方法,从环境样品中分离纯化得到83株细菌,并利用高效液相色谱法（HPLC）分析测定菌株对嘧菌酯的降解能力。菌株ZX-3高度耐受并降解嘧菌酯(>800 mg·L-1),培养5 d后,菌株ZX-3对50 mg·L-1嘧菌酯的降解率达到80%以上。根据菌株ZX-3的形态学特征、生理生化特性、16S r DNA序列分析及Biolog系统鉴定结果,将其鉴定为副球菌（Paracoccus communis）。2、菌株ZX-3降解特性研究（1）菌株生长与降解关系曲线表明:菌株ZX-3对嘧菌酯降解与其生长呈正相关。1-2天为菌株的生长对数期,此时该菌株对嘧菌酯的降解效率最快;培养7 d后,菌株ZX-3对嘧菌酯的降解率达到83.8%。（2）菌株降解特性结果表明:温度、p H、接菌量和嘧菌酯初始浓度对菌株ZX-3降解效果影响显着。单因素试验结果表明:菌株ZX-3降解嘧菌酯的最佳温度、p H和接菌量范围,分别是30℃-35℃,7.0-8.0,2.000-2.300(OD600)。在菌株ZX-3对嘧菌酯的生物降解过程中,嘧菌酯既是反应的基质,同时也是抑制剂。（3）菌株ZX-3能利用嘧菌酯、醚菌酯、吡唑醚菌酯作为唯一碳源生长,培养7 d后,菌株ZX-3对50 mg·L-1的嘧菌酯、醚菌酯和吡唑醚菌酯降解率分别为83.8%、50.7%和53.7%。菌株ZX-3对多种不同甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂均具有降解能力。3、降解产物鉴定及降解途径分析采用GC-MS分析,菌株ZX-3在降解嘧菌酯的过程中产生3种潜在的中间代谢产物,编号分别为A、B和C,其保留时间分别为14.797、15.273和15.759 min。根据产物质谱图解析和数据库（NIST）检索,产物A、B和C分别鉴定为:2-氨基-4-（4-氯苯基）-3-氰基-5,6-二甲基-蝶啶、2-氨基-4-羟基-6,8-二甲基-7-羟基蝶啶和6,8-二氟-4-羟基喹啉-3-羧酸乙酯。根据嘧菌酯及3个中间代谢产物的化学结构,推测菌株ZX-3对嘧菌酯的代谢途径如下:嘧菌酯的2个芳香环在菌株ZX-3的作用下发生羟基化反应并与其他基团发生共轭作用,裂解产生产物A、B和C。4、菌株ZX-3在土壤中降解能力测定菌株的土壤生物降解实验结果表明:菌株ZX-3能加快土壤中添加的嘧菌酯的降解,处理10 d后,对照组中嘧菌酯的自然降解率只有26.4%;而经过菌株ZX-3处理的土壤中嘧菌酯降解率达到77.1%。
祝腾辉[8]（2019）在《啶氧菌酯降解菌的筛选鉴定及其降解基因克隆》文中研究表明啶氧菌酯（Picoxystrobin）是一种人工合成的甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂,具有高效广谱和适用范围广等特点。随着啶氧菌酯使用范围的扩大和使用量的增长,生态环境中啶氧菌酯的残留量存在快速增加的风险,其对生态环境的潜在威胁也成为关注的热点。微生物降解具有安全和低成本等优点,是消除生态环境中甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂等农药残留最具有应用前景的技术之一。采用啶氧菌酯为唯一碳源的培养基选择性培养方法,筛选获得一株高效降解啶氧菌酯的降解菌PY3,生理生化鉴定结合16S rRNA系统发育分析表明,菌株PY3属沼泽红假单胞菌（Rhodopseudomonas palustirs）。菌株PY3的最佳降解条件均为35℃和pH 6.0。在最佳降解条件下培养11 d,菌株PY3对50 mg/L啶氧菌酯的降解率达72.0%。采用气相色谱质谱联用仪测定降解菌降解啶氧菌酯的中间代谢产物,推导的菌株PY3降解啶氧菌酯的途径,包括苯环和N杂环之间氧桥键断裂后酯化,以及苯环和N杂环开环反应。采用酯酶活性染色,结合飞行时间质谱,从菌株PY3总蛋白获得了5个具有酯酶活性的降解酶肽段,根据红假单胞菌属细菌的基因组,采用PCR技术克隆了对应的5个酯酶基因,原核表达酯酶基因（加GST标签）,谷胱甘肽琼脂糖亲和层析纯化带GST标签的酯酶蛋白,得到4个可溶性的融合蛋白P-RPA1879、P-RPA1844、P-RPA1745和P-gloB,蛋白分子量大小分别为65.7 kDa、77.4 kDa、71.3 kDa和54.7 kDa。降解活性测定结果表明,它们的降解平均速率分别为0.62、0.66、0.59和0.72 mg/（mg·min）。本研究为啶氧菌酯农药残留的微生物修复提供了降解菌及降解酶新资源,也为构建啶氧菌酯高效降解工程菌提供了科学依据。
蒋晨[9]（2017）在《几种三嗪类除草剂在土壤中的微生物降解和光降解研究》文中提出农业生产是保障人类生存的重要活动。当今社会,农业生产已经离不开农药的使用,全球农药的使用量逐年攀升。而农药的使用在保障农作物的安全和产量的同时,也会在自然环境中造成农药残留,一些稳定的、难降解的农药的残留对生态环境会造成不利的影响。三嗪类除草剂是在世界范围内广泛使用了几十年的一类除草剂。至今,它们的使用量仍占全球农药使用量的2.3%。这类农药具有很强的化学稳定性,容易造成土壤、水体中的残留。近些年很多研究者在环境样品、动物体内、甚至人体中频繁检测到了它们。三嗪类除草剂已经被证明是一类致癌物质和环境内分泌干扰物质,部分商品在欧盟已经被禁用,而在我国仍然被生产和使用,所以对于它们环境中的残留和降解行为,很值得我们进行研究。本论文研究了三嗪类除草剂扑灭津（propazine）在天然土壤中的降解行为,结果显示扑灭津可快速降解,探究其快速降解的原因,发现土壤中含有相关三嗪类除草剂相关降解菌。采用化学和生物学分析方法,对土壤中扑灭津的微生物动态降解行为进行了较为系统的研究,包括微生物量、土壤酶、微生物群落结构及多样性、三嗪类除草剂的降解基因、扑灭津降解产物鉴定和定量分析等。进而筛选驯化得到了新型扑灭津降解菌群Agr-B,该降解菌群可以利用扑灭津作为唯一的碳源和氮源。利用16S rDNA宏基因组测序鉴定了扑灭津降解菌群的组成,并研究了扑灭津被其降解的降解动力学。另外,鉴定了 Agr-B降解扑灭津的代谢产物。利用Agr-B对不同土壤样品进行生物添加实验,考察Agr-B对不同土壤中残留扑灭津的降解能力,研究不同环境因素对Agr-B降解扑灭津的影响以及微生物体系对其他三嗪类除草剂的降解效果。监测农药的降解动态,并研究其降解动力学。另一方面,又研究了三嗪类除草剂扑草净在表层土壤中的光降解行为。考察了不同因素对其土壤中光降解的影响,光降解产物的鉴定及光降解途径的推测。最后,进行了磁性Fe304@Ti02光催化材料的合成,对合成的材料进行结构表征。探究了该材料对土壤中残留扑草净直接光催化降解的能力以及重复利用的性能。具体内容如下:1,研究三嗪类除草剂扑灭津在天然土壤中的降解行为,发现扑灭津的降解是先缓慢迟滞,再于1-2 d内快速地降解。探究了扑灭津在此土壤中的吸附解吸行为,结果显示扑灭津的降解受土壤吸附影响较小。而灭菌处理后的土壤中扑灭津降解缓慢,符合一级动力学,判断微生物在扑灭津土壤降解过程中起到重要的作用。监测土壤微生物氮（SMBN）和土壤微生物碳（SMBC）在降解过程中的动态变化,发现处理组中SMBN和SMBC与对照组间存在明显的差异,于第5 d开始出现明显的增加,并分别在11 d和15 d达到峰值。在降解过程中,四种土壤酶CAT、DHA、PO和POD酶的活力都伴随着除草剂的降解而发生动态的变化。PCR-DGGE分析结果表明,处理组和对照组间以及组内不同降解时间点之间的微生物群落结构存在差异。扑灭津处理组中,微生物多样性随着扑灭津的降解周期而逐渐降低。DGGE条带进行测序分析,对40个条带代表的物种在Genbank中进行同源性比对,同时对三嗪类农药相关分解代谢基因进行追踪,采用半定量分析方法初步确认了土壤体系中包含trzN、atzB和atzC降解基因。采用qRT-PCR定量分析了组间三种基因表达水平的差异。结果显示,三种基因的表达水平变化趋势均能很好地对应农药的降解周期。利用UPLC-QTOF-MS/MS分析技术,定性定量分析了扑灭津降解过程中的5种代谢产物,其中鉴定的二聚体产物4,4’,6,6’-四异丙氨基-2,2’-二-1,3,5-三嗪（DIP）的是微生物降解扑灭津过程中产生了活性氧的有利证据。DIP和N,N’-二异丙基-6-甲氧基-1,3,5-三嗪-2,4-胺（MEP）是第一次在微生物降解三嗪类农药过程中被报道的产物。根据上述研究结果,较为完整地推测了土壤介质中扑灭津的降解途径。2,采集不同的环境土壤样品,接种于无机盐培养基中,使用较高浓度的扑灭津（60 mg L-1）对其进行驯化。驯化8周后,获得两种有效的扑灭津降解菌体富集液Agr-B和Agr-C,其6d内对扑灭津的降解率接近100%。对降解菌进行单菌落的分离纯化,但未获得具有较好降解能力的单菌株。提取了 Agr-B中的总DNA,进行了 16S rDNA宏基因组测序。结果表明,降解菌群中包含主要聚类单元属于嗜甲基菌属（Methylophilus）和副球菌属（Paracoccus）,还有少量属于节细菌属（Arthrobacter）。研究了 Agr-B对扑灭津的降解动力学,发现使用四参数的Log-logistic模型对降解菌的生长曲线拟合效果最佳,而Logistic动力学模型对扑灭津的降解曲线拟合效果最好。采用UPLC-QTOF-MS/MS分析技术,定性定量分析了菌体中扑灭津的代谢产物,其代谢产物较单一,仅为羟基化扑灭津。3,考察了外源接种降解菌群Agr-B在三种不同理化性质的未灭菌的天然土壤（南京NJ、江西JX和盐城YC）中对扑灭津降解的影响,结果显示,外源接种的Agr-B促进了扑灭津在NJ和JX两种土壤中的降解。动力学分析表明指数增长型IV动力学方程对土壤中扑灭津的降解有很好的拟合效果。不同环境因素对Agr-B降解扑灭津的影响为:接种量的增大加快了农药的降解;低土壤湿度（30%）和淹水（>100%）情况下,扑灭津降解的迟滞期均比60%湿度情况下的要短,说明降解菌群可以在低湿度、低盐和低氧的环境下降解扑灭津;可溶性有机碳（DOC）的加入延长了扑灭津降解的迟滞期,但20 d内扑灭津的降解率也达到95%以上;尿素的添加明显加快了扑灭津的降解,但高浓度的尿素却抑制微生物的最大生长率,说明尿素的添加刺激了降解菌群对扑灭津的利用率,而不是促进其生长。Agr-B在土壤中也可以对阿特拉津（atrazine）和扑草净（prometryn）进行快速降解,但其降解速率不如扑灭津。4,对江西红壤中的扑草净进行了光降解研究。结果表明,不同光源对土壤表层扑草净降解影响不同,紫外光照射下14 d（每天照射6 h）可将土壤中的扑草净降解98%,15 W低压汞灯从降解效果和节约能耗的角度来看具有最好的性能。土壤湿度对土壤中的光降解影响较大,研究结果显示,土壤湿度在0-60%情况下,湿度的增加降解速率也随之增大,而当湿度增大至90%时,扑草净的光降解速率反而降低,通过土壤表面紫外漫反射光谱分析证明,较高土壤湿度抑制了土壤表面对200-500 nm波长的光的吸收。较高的温度和较高的扑草净剂量都促进扑草净的降解速率。TiO2的添加成倍地加快土壤中扑草净的降解速率。采用UPLC-LTQ OrbiTrapMS/MS鉴定了 9个扑草净降解产物,推断了土壤中扑草净在避光、紫外光照射和TiO2光催化条件下可能的光降解途径。结果表明,避光处理组中扑草净的降解没有脱甲硫基途径,扑草净被缓慢降解为较小质量的产物N,N’-二异丙基-1,3,5-三嗪-2,4-胺（DSP）和6-羟基-1,3,5-三嗪-2,4-胺（HDDPP）。而紫外光照组和光催化组中,主要经过脱甲硫基、N-脱烷基以及羟基化作用进行降解,其中TiO2的加入加深了扑草净降解的程度。5,用三种改性剂柠檬酸（CA）、柠檬酸纳（SCA）和焦磷酸钠（TSP）对纳米Fe3O4进行改性处理,提高了 Fe3O4的分散性能。再使用钛酸异丙酯作为钦的前驱体,用氨水水解法合成了磁性纳米TiO2光催化材料,即Fe3O4@TiO2。对改性前后纳米Fe3O4以及Fe3O4@TiO2进行傅里叶红外光谱分析,发现改性剂主要以配位离子的形式存在于Fe3O4表面。X-射线衍射、扫描电镜和透射电镜分析结果表明,TiO2以锐钬矿晶型成功包覆在纳米Fe3O4粒子表面。将合成的纳米Fe3O4@TiO2添加到土壤中,对土壤中的扑草净直接进行光催化降解,明显促进了扑草净的降解速率。使用后的Fe3O4@TiO2材料可以从土壤中磁性分离回收,重复实验5次,每次其平均回收率在95%以上,且每次重复使用降解效率相当,即避免了 土壤环境中纳米粒子的残留,也可以节约成本重复使用。
郭玉洁,李慧恩,阎爱华[10]（2016）在《土壤有机氯农药的微生物修复》文中研究指明有机氯农药具有高毒性、高残留、生物富集效应显着的特点,我国从1983年开始逐步禁止使用,但该类农药化学性质稳定、残留期长,目前土壤中仍有很高的检出率,对农业土壤环境、动植物产品和人体健康产生了巨大危害,因此,有机氯农药的安全、高效降解受到了广泛关注,其中,微生物降解是当前研究的重点。作者分析了当前我国土壤有机氯农药的残留状况,介绍了降解有机氯农药的微生物种类、降解途径和机理,并对微生物降解有机氯农药的前景进行了展望。
二、农药残留微生物降解技术示范成功（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、农药残留微生物降解技术示范成功（论文提纲范文）
（1）毒死蜱、莠去津降解菌的筛选与鉴定（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 毒死蜱简介 |
| 1.2 莠去津简介 |
| 1.3 农药残留修复概述 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 土壤样品 |
| 2.1.2 化学试剂 |
| 2.1.3 主要仪器 |
| 2.1.4 培养基 |
| 2.2 .试验方法 |
| 2.2.1 降解菌的分离纯化 |
| 2.2.1.1 驯化法分离降解菌 |
| 2.2.1.2 富集法分离降解菌 |
| 2.2.2 降解菌降解率的测定 |
| 2.2.3 降解菌菌株的鉴定 |
| 2.2.3.1 形态学观察 |
| 2.2.3.2 生理生化试验 |
| 2.2.3.3 分子生物学鉴定 |
| 2.2.3.4 降解菌降解基因的扩增 |
| 2.2.4 不同条件对降解菌降解率的影响 |
| 2.2.4.1 温度对降解菌降解率的影响 |
| 2.2.4.2 pH值对降解菌降解率的影响 |
| 2.2.4.3 接种量对降解菌降解率的影响 |
| 2.2.5 降解菌最适生长条件的测定 |
| 2.2.5.1 降解菌最适pH值的测定 |
| 2.2.5.2 降解菌最适温度的测定 |
| 2.2.6 菌株B3 最佳发酵条件的优化 |
| 2.2.7 数据处理与分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 降解菌的分离纯化 |
| 3.2 降解菌降解率的测定 |
| 3.3 降解菌的鉴定 |
| 3.3.1 形态学观察 |
| 3.3.2 生理生化鉴定 |
| 3.3.3 分子生物学鉴定 |
| 3.3.4 降解菌降解基因的扩增 |
| 3.4 不同条件对降解菌降解率的影响 |
| 3.4.1 温度对降解率的影响 |
| 3.4.2 pH值对降解率的影响 |
| 3.4.3 接种量对降解率的影响 |
| 3.5 降解菌最适生长条件的测定 |
| 3.5.1 降解菌最适pH值的测定 |
| 3.5.2 降解菌最适温度的测定 |
| 3.6 菌株B3 最佳发酵条件的优化 |
| 4 讨论 |
| 4.1 不同筛选方式得到降解菌降解效率的差异 |
| 4.2 广谱降解菌的筛选 |
| 4.3 环境对降解菌降解能力的影响 |
| 4.4 降解菌在农药残留降解的实际应用 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（2）农药残留生物降解剂的研究进展（论文提纲范文）
| 1 农药生物降解技术概况 |
| 2 微生物降解 |
| 2.1 微生物降解机理 |
| 2.2 降解农药的微生物 |
| 2.3 影响微生物降解因素 |
| 2.3.1 微生物自身的影响 |
| 2.3.2 农药结构的影响 |
| 2.3.3 环境的影响 |
| 2.4 微生物降解技术及应用 |
| 3 酶降解 |
| 3.1 酶降解技术 |
| 3.2 酶降解技术的应用 |
| 4 工程菌降解 |
| 4.1 构建工程菌方法 |
| 4.2 构建工程菌技术的应用 |
| 5 其它降解方法 |
| 5.1 微生物联合体 |
| 5.2 植物-微生物联合 |
| 5.3 新技术 |
| 6 存在问题与展望 |
（3）稻田湿地-生态沟渠净化村落次级支浜污染河水特性研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 农业面源污染概述 |
| 1.1.1 农业面源污染现状 |
| 1.1.2 农业面源污染国内外研究进展 |
| 1.1.3 农业面源污染治理措施 |
| 1.2 农业面源污染中痕量污染物 |
| 1.2.1 农业面源污染中农药残留 |
| 1.2.2 农业面源污染中内分泌干扰物 |
| 1.3 面源污染治理稻田湿地耦合生态沟渠处理工艺选择 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线图 |
| 2 前置增氧对稻田湿地去除氨氮效能及微生物群落影响研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验装置与进水水质 |
| 2.2.2 水质指标检测及试验仪器 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 稻田湿地系统硝化-反硝化微生物驯化效果 |
| 2.3.2 间歇曝气方式下曝气强度对稻田湿地脱氮效果分析 |
| 2.3.3 稻田湿地优化曝气下对常规污染物去除效果分析 |
| 2.3.4 稻田湿地微生物群落特性研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 稻田湿地协同HD菌强化降解农药残留试验研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验装置 |
| 3.2.2 试验仪器与试剂 |
| 3.2.3 HD菌形态特征及接菌方法 |
| 3.2.4 水样预处理 |
| 3.2.5 土样预处理 |
| 3.2.6 试验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 稻田湿地退水中农药残留消解动态分析 |
| 3.3.2 稻田湿地土壤中农药残留消解动态分析 |
| 3.3.3 稻田湿地农残降解动力学分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 稻田湿地中类固醇雌激素HD菌强化降解试验研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验装置与进水水质 |
| 4.2.2 试验仪器与试剂 |
| 4.2.3 预处理 |
| 4.2.4 土样预处理 |
| 4.2.5 衍生化处理 |
| 4.2.6 EDCs的测定条件 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 稻田湿地去除EDCs效能分析 |
| 4.3.2 HD菌剂强化后稻田湿地各生物单元对EDCs去除分析 |
| 4.3.3 稻田湿地水芹种植期土壤中残留EDCs的变化特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 稻田湿地HD菌强化降解村落支浜污水微生物群落特性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验样品采集 |
| 5.2.2 样品测序方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 微生物种群多样性指数分析 |
| 5.3.2 门水平微生物群落结构分析 |
| 5.3.3 属水平微生物群落结构分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 生态沟渠原位深度净化稻田湿地退水试验研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验装置及进水水质 |
| 6.2.2 水质指标检测及试验仪器 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 生态沟渠对常规污染物去除效能分析 |
| 6.3.2 生态沟渠对EDCs去除效率分析 |
| 6.3.3 稻田湿地-生态沟渠耦合系统进、出水质有机物致突变性分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 村落静脉支浜原位生态净化示范工程跟踪评价与效能评估 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 示范工程选址及概况 |
| 7.2.2 示范工程设计路线 |
| 7.2.3 示范工程区域污染源分类及核算方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 示范工程建成前区域排污总量分析 |
| 7.3.2 示范工程建成后区域排污总量及削减分析 |
| 7.3.3 示范工程水质跟踪评价 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 结果与讨论 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（4）有机光敏剂对敌草腈光降解研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 术语及缩略语表 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 农药概述 |
| 1.1.1 除草剂概述 |
| 1.2 环境中农药的残留现状及其危害 |
| 1.2.1 环境中农药的残留现状 |
| 1.2.2 环境中农药的危害 |
| 1.2.3 环境中敌草腈的危害 |
| 1.3 环境中农药污染物的修复技术 |
| 1.3.1 化学修复 |
| 1.3.2 生物修复 |
| 1.3.3 生物与化学修复 |
| 1.3.4 光化学降解 |
| 1.3.4.1 影响光化学降解的因素 |
| 1.4 敌草腈与敌草腈的降解研究进展 |
| 1.4.1 敌草腈概述 |
| 1.4.2 敌草腈降解研究进展 |
| 1.5 有机光敏剂概述 |
| 1.5.1 有机光敏剂概述 |
| 1.5.2 光降解技术路线图 |
| 2 引言 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.2 仪器设备与光源 |
| 3.2.1 仪器设备 |
| 3.2.2 光源 |
| 3.3 标准液的配置 |
| 3.3.1 敌草腈标准溶液的配制 |
| 3.3.2 标准溶液的配制 |
| 3.3.3 敌草腈光解产物标准溶液的配制 |
| 3.3.4 4-Cz IPN、4-萘黄酮、4-溴苯基黄酮的合成方法 |
| 3.3.5 对没食子酸进行修饰,探索对敌草腈有更优降解效果的光敏剂 |
| 3.3.6 PNDA标准溶液的配制 |
| 3.4 相关仪器检测条件 |
| 3.5 计算方法 |
| 3.6 敌草腈光降解研究 |
| 3.6.1 探索对敌草腈有降解效果的光敏剂 |
| 3.6.2 高压汞灯条件下筛选对敌草腈有最优降解效果的光敏剂 |
| 3.6.3 不同光源下没食子酸对敌草腈的光降解影响 |
| 3.6.4 汞灯下筛选没食子酸量对敌草腈的光降解影响 |
| 3.6.5 敌草腈初始浓度的筛选 |
| 3.7 硝酸根对纯水体系没食子酸促进敌草腈的光降解影响 |
| 3.8 三氯化铁对反应体系中没食子酸促进敌草腈的光降解影响 |
| 3.9 研究没食子酸对天然水体中的敌草腈的光降解影响 |
| 3.10 反应体系中羟基自由基测定实验 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 有机光敏剂对纯水中敌草腈光解的敏化作用 |
| 4.1.1 高压汞灯下不同的光敏剂对敌草腈的光降解效应 |
| 4.1.2 高压汞灯条件下光敏剂对敌草腈的光降解效应 |
| 4.1.3 不同光源条件下没食子酸对敌草腈的光降解效应 |
| 4.1.4 高压汞灯作用下不同浓度没食子酸对敌草腈的光降解效应 |
| 4.1.5 高压汞灯作用下没食子酸对不同初始浓度敌草腈的光降解效应 |
| 4.2 硝酸根离子对没食子酸促进敌草腈光解的影响 |
| 4.3 三价铁离子对没食子酸促进敌草腈光解的影响 |
| 4.4 不同灯源照射下没食子酸对自然水体中敌草腈的光解影响 |
| 4.5 探讨敌草腈光化学降解效应的作用机理 |
| 4.5.1 敌草腈的光降解机制的研究 |
| 4.5.2 没食子酸衍生物对敌草腈的光降解效应 |
| 4.5.3 敌草腈降解产物的分析及鉴定 |
| 4.5.4 探讨没食子酸对敌草腈光化学降解途径 |
| 5 讨论 |
| 5.1 光降解过程中没食子酸对敌草腈的光降解效应 |
| 5.2 多酚类物质促进敌草腈光解及其抗氧化活性关系 |
| 5.3 多酚类物质应用于水体环境中的敌草腈光降解的实际意义 |
| 6 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（5）深绿木霉T23对敌敌畏的降解特性及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略词表 List of abbreviations |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 有机磷农药污染与生物降解 |
| 1.1.1 有机磷农药污染现状及危害 |
| 1.1.2 有机磷农药的生物降解 |
| 1.2 木霉菌对环境污染物的生物修复 |
| 1.2.1 木霉菌资源与功能 |
| 1.2.2 木霉菌对环境污染物的生物修复作用 |
| 1.2.3 木霉菌对有机磷农药的耐受性 |
| 1.3 真菌细胞色素P450 对环境污染物的降解 |
| 1.4 对氧磷酶对有机磷农药的降解作用 |
| 1.5 研究的意义、内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 深绿木霉T23 对敌敌畏的吸附与降解 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试菌株 |
| 2.1.2 试剂、培养基及仪器 |
| 2.1.3 深绿木霉T23 的活化与菌丝培养物制备 |
| 2.1.4 深绿木霉T23 对有机磷农药敌敌畏的吸附试验 |
| 2.1.5 胞外和胞内酶的提取 |
| 2.1.6 菌丝体形态观察和表面元素定性分析 |
| 2.1.7 灭活与非灭活菌丝体对敌敌畏的降解 |
| 2.1.8 胞内酶活性和过氧化氢含量的测定 |
| 2.1.9 胞内代谢产物的鉴定和分析 |
| 2.1.10 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 深绿木霉T23 对敌敌畏胁迫的耐受性分析 |
| 2.2.2 深绿木霉T23 对敌敌畏的吸附 |
| 2.2.3 深绿木霉T23 对敌敌畏的降解 |
| 2.2.4 深绿木霉T23 胞内酶活性与降解效应相关性分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 深绿木霉T23 对敌敌畏的降解途径 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试菌株 |
| 3.1.2 试剂、培养基及仪器 |
| 3.1.3 菌株的培养 |
| 3.1.4 深绿木霉T23 降解敌敌畏的产物鉴定 |
| 3.1.5 水样的采集与处理 |
| 3.1.6 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 敌敌畏浓度变化对深绿木霉T23 生长的影响 |
| 3.2.2 敌敌畏浓度变化对深绿木霉T23 产无机盐离子的影响 |
| 3.2.3 深绿木霉T23 降解敌敌畏中间产物的鉴定和分析 |
| 3.2.4 自然环境中深绿木霉T23 降解敌敌畏产物与代谢途径预测 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 深绿木霉T23 细胞色素P450 基因的克隆及其在降解敌敌畏中的作用 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试菌株 |
| 4.1.2 主要试剂、培养基与仪器 |
| 4.1.3 总RNA提取和反转录反应 |
| 4.1.4 细胞色素P450 相关基因的注释 |
| 4.1.5 细胞色素P450 基因片段的扩增 |
| 4.1.6 细胞色素P450 基因编码蛋白的生物信息学分析 |
| 4.1.7 敌敌畏胁迫下细胞色素P450s相关基因荧光定量PCR |
| 4.1.8 细胞色素P450 微粒体的诱导及分离 |
| 4.1.9 脂肪酸及其代谢产物的测定 |
| 4.1.10 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 细胞色素P450 基因cDNA的克隆 |
| 4.2.2 细胞色素P450 基因编码蛋白的生物信息学分析 |
| 4.2.3 敌敌畏胁迫下细胞色素P450 基因表达差异 |
| 4.2.4 TaCyp548-2 突变株的筛选和验证 |
| 4.2.5 TaCyp548-2 的功能分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 敌敌畏水解酶基因TaPon1-like的克隆与功能 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试菌株和质粒 |
| 5.1.2 主要试剂、培养基与仪器 |
| 5.1.3 基因组DNA提取 |
| 5.1.4 总RNA提取和反转录反应 |
| 5.1.5 半定量 PCR和荧光定量 PCR |
| 5.1.6 同源克隆 |
| 5.1.7 序列分析与预测 |
| 5.1.8 构建TaPon1-like敲除和互补突变体 |
| 5.1.9 原核表达及纯化 |
| 5.1.10 纯化的reTaPon1-like酶对敌敌畏的降解 |
| 5.1.11 reTaPon1-like的酶特性分析 |
| 5.1.12 本章研究中使用的引物 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 TaPon1-like的克隆与序列分析 |
| 5.2.2 TaPon1-like基因表达水平的分析 |
| 5.2.3 TaPon1-like敲除子的筛选和验证 |
| 5.2.4 TaPon1-like互补子及荧光定位突变株的筛选和验证 |
| 5.2.5 TaPon1-like突变株形态观察 |
| 5.2.6 TaPon1-like突变株降解敌敌畏的功能 |
| 5.2.7 TaPon1-like的原核表达及功能分析 |
| 5.2.8 纯化的reTaPon1-like的底物特异性和酶动力学 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.1.1 深绿木霉T23 可高效降解敌敌畏 |
| 6.1.2 深绿木霉T23 对敌敌畏的降解途径 |
| 6.1.3 敌敌畏胁迫下深绿木霉T23 细胞色素P450 表达模式及其在降解敌敌畏中的作用 |
| 6.1.4 木霉菌源类对氧磷酶基因及其在降解敌敌畏中的作用 |
| 6.2 创新点 |
| 6.2.1 明确了深绿木霉T23 降解敌敌畏的产物并预测了降解途径 |
| 6.2.2 阐明深绿木霉T23 细胞色素P450 调节敌敌畏降解中间产物的转化 |
| 6.2.3 发现深绿木霉T23 中水解敌敌畏的类对氧磷酶基因TaPon1-like |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文和申请的专利 |
| 致谢 |
（6）南通嗜铜菌X1T（Cupriavidus nantongensis X1T）对六种有机磷杀虫剂的降解研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 有机磷农药简介 |
| 1.2 有机磷农药的毒性及生态环境效应 |
| 1.3 有机磷农药的使用及污染现状 |
| 1.3.1 有机磷农药的发展与使用 |
| 1.3.2 有机磷农药的残留及污染现状 |
| 1.4 有机磷农药的污染修复 |
| 1.4.1 物理方法 |
| 1.4.2 化学方法 |
| 1.4.3 生物降解修复 |
| 1.5 手性农药与手性对映体选择性降解 |
| 1.6 嗜铜菌研究进展 |
| 第二章 引言 |
| 2.1 研究目的与意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 第三章 南通嗜铜菌X1~T对毒死蜱的降解 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 仪器设备 |
| 3.1.2 化学药品与培养基 |
| 3.1.3 菌种 |
| 3.1.4 X1~T菌对毒死蜱的降解 |
| 3.1.5 X1~T菌株粗酶液对毒死蜱的降解 |
| 3.1.6 仪器分析条件 |
| 3.1.7 数据分析与计算 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 初始接菌量对毒死蜱降解的影响 |
| 3.2.2 PH值对毒死蜱降解的影响 |
| 3.2.3 温度对X1~T菌降解毒死蜱的影响 |
| 3.2.4 不同底物浓度对X1~T菌降解毒死蜱的影响 |
| 3.2.5 粗酶对毒死蜱的降解效应 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 南通嗜铜菌X1~T的降解底物谱 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 菌种 |
| 4.1.2 培养基 |
| 4.1.3 化学试剂 |
| 4.1.4 主要仪器与设备 |
| 4.1.5 菌悬液的制备 |
| 4.1.6 X1~T菌对25种不同化合物的降解 |
| 4.1.7 X1~T菌对6种有机磷农药降解动力学 |
| 4.1.8 粗酶液对4种有机磷农药的降解效应 |
| 4.1.9 不同化合物的检测条件 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 X1~T菌对25种化合物的降解效应 |
| 4.2.2 X1~T菌对6种有机磷农药的降解动力学 |
| 4.2.3 粗酶液对4种有机磷农药的降解效应 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 南通嗜铜菌X1~T对丙溴磷和水胺硫磷对映体选择性降解效应 |
| 5.1. 材料与方法 |
| 5.1.1 菌种来源 |
| 5.1.2 培养基 |
| 5.1.3 化学试剂与药品 |
| 5.1.4 主要仪器与设备 |
| 5.1.5 丙溴磷手性对映体的制备 |
| 5.1.6 丙溴磷手性对映体的旋光性测定 |
| 5.1.7 丙溴磷和水胺硫磷的手性对映体拆分 |
| 5.1.8 丙溴磷和水胺硫磷对映体流出顺序 |
| 5.1.9 丙溴磷和水胺硫磷在水中的添加回收试验 |
| 5.1.10 菌悬液制备 |
| 5.1.11 X1~T菌对丙溴磷和水胺硫磷手性对映体的降解动力学 |
| 5.1.12 粗酶液对水胺硫磷的降解 |
| 5.1.13 仪器分析条件 |
| 5.1.14 丙溴磷和水胺硫磷对映体手性分析(ER值测定) |
| 5.1.15 结果计算及数据分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 丙溴磷手性对映体的制备 |
| 5.2.2 丙溴磷手性对映体的旋光度测定 |
| 5.2.3 丙溴磷和水胺硫磷手性对映体的分离 |
| 5.2.4 丙溴磷和水胺硫磷各手性对映体流出顺序 |
| 5.2.5 丙溴磷和水胺硫磷手性对映体添加回收率 |
| 5.2.6 X1~T菌对丙溴磷和水胺硫磷的降解动力学 |
| 5.2.7 粗酶液对水胺硫磷的降解效应 |
| 5.2.8 丙溴磷和水胺硫磷对映体手性分析(ER值) |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 结论 |
| 第六章 南通嗜铜菌X1~T对几种有机磷农药的降解代谢途径 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 菌株 |
| 6.1.2 培养基 |
| 6.1.3 药品与试剂 |
| 6.1.4 仪器设备 |
| 6.1.5 菌悬液制备 |
| 6.1.6 X1~T菌对毒死蜱等6种有机磷农药的降解 |
| 6.1.7 代谢产物测定 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 毒死蜱代谢产物分析 |
| 6.2.2 X1~T菌对毒死蜱的代谢路径推测 |
| 6.2.3 甲基对硫磷代谢产物分析 |
| 6.2.4 X1~T菌对甲基对硫磷的代谢路径推测 |
| 6.2.5 水胺硫磷代谢产物分析 |
| 6.2.6 X1~T菌对水胺硫磷的代谢路径推测 |
| 6.2.7 辛硫磷代谢产物分析 |
| 6.2.8 X1~T菌对辛硫磷的代谢路径推测 |
| 6.2.9 三唑磷代谢产物分析 |
| 6.2.10 X1~T菌对三唑磷的代谢路径推测 |
| 6.2.11 丙溴磷代谢产物分析 |
| 6.2.12 X1~T菌对丙溴磷的代谢路径推测 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 结论 |
| 第七章 结论与创新性 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新性 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 在学期间发表的学术论文和参与的项目 |
（7）嘧菌酯降解菌的筛选、鉴定及降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 英文缩略词 |
| 第一章 前言 |
| 1.1 农药残留的危害 |
| 1.2 农药残留降解方法研究进展 |
| 1.2.1 物理化学降解方法 |
| 1.2.2 生物降解 |
| 1.2.2.1 微生物种类 |
| 1.2.2.2 降解酶与基因工程菌 |
| 1.2.2.3 微生物降解技术应用前景 |
| 1.3 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂概述 |
| 1.3.1 发展历程及作用机制 |
| 1.3.2 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂生态毒理的研究 |
| 1.3.2.1 对水生生物的生态毒理 |
| 1.3.2.2 对陆生生物的生态毒理 |
| 1.3.2.3 对微生物群落的生态毒理 |
| 1.3.3 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂微生物降解研究进展 |
| 1.3.3.1 降解菌株的分离筛选 |
| 1.3.3.2 降解途径的研究 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 第二章 嘧菌酯降解菌的筛选与鉴定 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.1.1 环境样品 |
| 2.2.1.2 培养基 |
| 2.2.1.3 主要试剂和药品 |
| 2.2.1.4 主要仪器设备 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.2.2.1 嘧菌酯降解菌株的筛选 |
| 2.2.2.2 降解菌株降解效能测定 |
| 2.2.2.3 降解菌株的分类学鉴定 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 嘧菌酯降解菌株的筛选结果 |
| 2.3.2 降解菌株降解效能测定 |
| 2.3.2.1 嘧菌酯的HPLC色谱图及标准曲线 |
| 2.3.2.2 添加回收率测定 |
| 2.3.3 降解菌株的形态学鉴定 |
| 2.3.4 降解菌株的生理生化特性及Biolog系统鉴定结果 |
| 2.3.5 降解菌株16SrDNA序列分析及进化树的构建 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 菌株ZX-3降解特性的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.1.1 菌株 |
| 3.2.1.2 培养基 |
| 3.2.1.3 主要试剂和药品 |
| 3.2.1.4 主要仪器设备 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.2.1 降解菌株ZX-3的生长与降解嘧菌酯关系曲线的测定 |
| 3.2.2.2 pH对菌株ZX-3降解能力的影响 |
| 3.2.2.3 温度对菌株ZX-3降解能力的影响 |
| 3.2.2.4 接种量对菌株ZX-3降解能力的影响 |
| 3.2.2.5 菌株ZX-3对不同浓度的嘧菌酯降解的测定 |
| 3.2.2.6 菌株ZX-3对不同甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的降解能力测定 |
| 3.2.2.7 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的提取和HPLC测定 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 菌株ZX-3生长和降解嘧菌酯关系曲线的绘制 |
| 3.3.2 pH对菌株ZX-3降解能力的影响 |
| 3.3.3 温度对菌株ZX-3降解能力的影响 |
| 3.3.4 接菌量对菌株ZX-3降解能力的影响 |
| 3.3.5 菌株ZX-3对不同浓度的嘧菌酯降解的测定 |
| 3.3.6 菌株ZX-3对不同甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的降解能力测定 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 嘧菌酯降解产物鉴定及降解途径分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.1.1 菌株 |
| 4.2.1.2 培养基 |
| 4.2.1.3 主要试剂和药品 |
| 4.2.1.4 主要仪器设备 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.2.1 降解产物的提取 |
| 4.2.2.2 降解产物的GC-MS鉴定 |
| 4.2.2.3 降解途径分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 嘧菌酯降解产物的GC-MS分析 |
| 4.3.2 菌株ZX-3降解嘧菌酯的代谢途径 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 降解菌株ZX-3在土壤中降解能力测定 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.1.1 菌株 |
| 5.2.1.2 供试土壤 |
| 5.2.1.3 培养基 |
| 5.2.1.4 主要试剂和药品 |
| 5.2.1.5 主要仪器设备 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.2.1 土壤中嘧菌酯添加回收率的测定 |
| 5.2.2.2 菌株ZX-3的土壤生物降解试验 |
| 5.2.2.3 高效液相色谱(HPLC)检测条件 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 土壤中嘧菌酯添加回收率的测定 |
| 5.3.2 菌株ZX-3的土壤生物降解试验 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 总结与讨论 |
| 6.1 讨论 |
| 6.1.1 嘧菌酯降解菌株的筛选与鉴定 |
| 6.1.2 降解特性研究 |
| 6.1.3 微生物降解嘧菌酯的降解途径 |
| 6.1.4 嘧菌酯降解菌的土壤降解试验 |
| 6.2 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 A:攻读学术硕士期间论文、专利和获奖情况 |
| 附录 B:补充材料 |
（8）啶氧菌酯降解菌的筛选鉴定及其降解基因克隆（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 甲氧基丙烯酸酯类农药概述 |
| 1.1.1 甲氧基丙烯酸酯类杀虫剂的发展现状 |
| 1.1.2 啶氧菌酯农药简介 |
| 1.2 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的危害 |
| 1.2.1 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂对陆生生物的毒性 |
| 1.2.2 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂对水生生物的毒性 |
| 1.2.3 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂对土壤生物的毒性 |
| 1.3 甲氧基丙烯酸酯类农药降解菌研究 |
| 1.3.1 啶氧菌酯在自然环境的代谢途径 |
| 1.4 光合细菌降解农药的研究 |
| 1.5 啶氧菌酯农药残留的检测 |
| 1.6 蛋白表达系统的研究 |
| 1.7 研究目的和意义 |
| 第二章 降解菌的筛选、鉴定及其降解特性 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 主要培养基 |
| 2.1.2 主要实验试剂 |
| 2.1.3 主要仪器 |
| 2.1.4 菌株的富集培养与分离 |
| 2.1.5 菌株的鉴定 |
| 2.1.6 菌株最佳生长条件 |
| 2.1.7 菌株最佳降解条件 |
| 2.1.8 菌株最佳条件下的降解动态 |
| 2.1.9 啶氧菌酯降解中间代谢产物测定 |
| 2.1.10 样品的萃取以及上样前处理 |
| 2.1.11 气相色谱检测 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 菌株的鉴定 |
| 2.2.2 菌株的最佳生长条件 |
| 2.2.3 菌株的降解特性 |
| 2.2.4 菌株在最佳条件下的降解动态 |
| 2.2.5 菌株PY3降解啶氧菌酯的降解机理 |
| 2.3 结论与讨论 |
| 第三章 降解菌PY3降解啶氧菌酯的酯酶蛋白筛选与鉴定 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 主要仪器 |
| 3.1.2 主要培养基和试剂 |
| 3.1.3 Native-PAGE检测 |
| 3.1.4 蛋白的LC-MS/MS扫描鉴定 |
| 3.1.5 降解相关基因序列的获得 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 Native-PAGE及酯酶染色 |
| 3.2.2 蛋白的LC-MS/MS扫描鉴定结果 |
| 3.3 结论与讨论 |
| 第四章 降解酯酶纯化及降解活性 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 主要仪器 |
| 4.1.2 试剂和培养基 |
| 4.1.3 基因组DNA的琼脂糖凝胶电泳检测 |
| 4.1.4 啶氧菌酯降解相关基因的克隆 |
| 4.1.5 梯度PCR扩增目的片段 |
| 4.1.6 目的条带的纯化回收 |
| 4.1.7 原核表达载体的构建 |
| 4.1.8 融合蛋白的诱导 |
| 4.1.9 细胞的超声波破碎 |
| 4.1.10 SDS-PAGE检测 |
| 4.1.11 蛋白的纯化 |
| 4.1.12 纯化蛋白的定量 |
| 4.1.13 Western blot验证 |
| 4.1.14 纯化蛋白的降解活性测定 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 基因组DNA的凝胶电泳检测 |
| 4.2.2 降解相关基因的梯度PCR扩增 |
| 4.2.3 回收目的片段 |
| 4.2.4 原核表达载体的构建 |
| 4.2.5 融合蛋白的初步诱导 |
| 4.2.6 活性蛋白的诱导 |
| 4.2.7 蛋白质纯化后的定量 |
| 4.2.8 Western blot验证 |
| 4.2.9 纯化蛋白的降解力测定 |
| 4.3 结论与讨论 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（9）几种三嗪类除草剂在土壤中的微生物降解和光降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词表 |
| 绪论 |
| 第一章 文献综述 |
| 1 农药使用和残留概述 |
| 2 三嗪类除草剂 |
| 2.1 三嗪类除草剂简介 |
| 2.2 几种三嗪类除草剂化学结构及性质 |
| 2.3 三嗪类农药的残留以及危害 |
| 3 三嗪类除草剂的环境降解行为 |
| 3.1 土壤中三嗪类农药的微生物降解 |
| 3.1.1 细菌对三嗪类除草剂的降解 |
| 3.1.2 真菌对三嗪类除草剂的降解 |
| 3.1.3 细菌群落对三嗪类除草剂的降解 |
| 3.1.4 三嗪类除草剂降解基因及代谢途径 |
| 3.2 环境中三嗪类农药的光降解 |
| 3.3 三嗪类农药降解分析方法 |
| 3.3.1 色谱与质谱联用技术 |
| 3.3.2 同位素分析 |
| 3.3.3 生物分析方法 |
| 3.3.4 其他方法 |
| 4 三嗪类除草剂污染土壤的修复技术 |
| 4.1 分离及修复技术 |
| 4.2 直接修复技术 |
| 4.2.1 植物对污染土壤进行修复 |
| 4.2.2 细菌对污染土壤进行修复 |
| 4.2.3 真菌对污染土壤进行修复 |
| 参考文献 |
| 第二章 扑灭津在土壤中的微生物降解行为研究 |
| 1 引言 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试农药与试剂 |
| 2.1.3 主要仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 土壤中扑灭津添加回收率测定 |
| 2.2.2 土壤中扑灭津降解实验 |
| 2.2.3 扑灭津土壤中的吸附与解吸实验 |
| 2.2.4 灭菌土壤中扑灭津的降解实验 |
| 2.2.5 土壤中微生物量碳和氮的测定 |
| 2.2.6 土壤酶活力的测定 |
| 2.2.7 土壤总DNA的提取 |
| 2.2.8 PCR-DGGE技术分析土壤微生物群落 |
| 2.2.9 三嗪类农药分解代谢基因的检测及追踪 |
| 2.2.10 扑灭津土壤降解产物的分析 |
| 2.2.11 数据处理与统计分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 扑灭津土壤降解行为研究 |
| 3.2 扑灭津土壤吸附解吸行为研究 |
| 3.2.1 扑灭津土壤吸附动力学 |
| 3.2.2 扑灭津土壤吸附与解吸行为 |
| 3.3 灭菌土壤中扑灭津的降解 |
| 3.4 扑灭津对土壤中微生物量碳和氮的影响 |
| 3.4.1 扑灭津对土壤中微生物量氮的影响 |
| 3.4.2 扑灭津对土壤中微生物量碳的影响 |
| 3.5 扑灭津对土壤酶活力的影响 |
| 3.5.1 扑灭津对土壤过氧化氢酶活力的影响 |
| 3.5.2 扑灭津对土壤脱氢酶活力的影响 |
| 3.5.3 扑灭津对土壤酚类氧化酶活力的影响 |
| 3.5.4 扑灭津对土壤过氧化物酶活力的影响 |
| 3.6 土壤总DNA提取结果 |
| 3.7 扑灭津对土壤微生物群落的影响 |
| 3.7.1 细菌V3区16S rDNA PCR扩增结果 |
| 3.7.2 DGGE电泳结果 |
| 3.7.3 DGGE泳带相似性聚类分析 |
| 3.7.4 多样性分析 |
| 3.7.5 DGGE切胶回收与条带分析 |
| 3.8 分解代谢基因的追踪分析 |
| 3.8.1 分解代谢基因的半定量PCR分析 |
| 3.8.2 分解代谢基因实时定量PCR分析 |
| 3.9 扑灭津土壤微生物降解产物及降解途径分析 |
| 3.9.1 扑灭津土壤中微生物降解产物的鉴定 |
| 3.9.2 扑灭津土壤中微生物降解产物相对定量分析 |
| 3.9.3 扑灭津土壤微生物降解途径推测 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 扑灭津降解菌的筛选及其降解行为研究 |
| 1 引言 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试农药与试剂 |
| 2.1.3 主要仪器 |
| 2.1.4 培养基配制 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 降解菌的富集分离以及农药的降解 |
| 2.2.2 无机盐MSM培养基中扑灭津定量检测方法 |
| 2.2.3 菌体总DNA的提取 |
| 2.2.4 菌体总DNA宏基因组16S测序分析 |
| 2.2.5 扑灭津在混合菌体中的降解产物鉴定 |
| 2.2.6 数据处理与统计分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 扑灭津降解菌体富集液的筛选 |
| 3.2 扑灭津降解菌分离筛选 |
| 3.3 菌体富集液DNA的质量和浓度 |
| 3.4 菌体总DNA测序数据处理与分析 |
| 3.4.1 测序结果质量分析 |
| 3.4.2 聚类结果物种分类分析 |
| 3.5 扑灭津微生物降解动力学 |
| 3.6 扑灭津菌体降解产物及降解途径 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 外源接种降解菌群对土壤中扑灭津的降解研究 |
| 1 引言 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试菌体 |
| 2.1.3 供试农药与试剂 |
| 2.1.4 主要仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 添加菌剂的制备 |
| 2.2.2 扑灭津污染土壤样品的制备 |
| 2.2.3 土壤样品中扑灭津残留浓度的检测 |
| 2.2.4 添加降解菌对土壤中扑灭津的降解实验 |
| 2.2.5 不同环境因素对降解菌降解扑灭津的影响 |
| 2.2.6 降解菌对土壤中其他三嗪类农药的降解 |
| 2.2.7 数据处理 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 添加降解菌对不同土壤中扑灭津降解的影响 |
| 3.2 不同因素对降解菌降解扑灭津的影响 |
| 3.2.1 降解菌接种量对扑灭津降解的影响 |
| 3.2.2 土壤湿度对降解菌降解扑灭津的影响 |
| 3.2.3 可溶性有机碳对降解菌降解扑灭津的影响 |
| 3.2.4 尿素对降解菌降解扑灭津的影响 |
| 3.3 降解菌对其它三嗪类农药的降解 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 表层土壤中扑草净光降解研究 |
| 1 引言 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试农药和试剂 |
| 2.1.3 主要仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 扑草净污染土壤样品的制备 |
| 2.2.2 土壤样品中扑草净残留浓度的检测方法 |
| 2.2.3 扑草净土壤光照实验 |
| 2.2.4 不同条件下表层土壤中扑草净的光降解实验 |
| 2.2.5 UPLC-MS/MS鉴定扑草净及其降解产物 |
| 2.2.6 数据分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 不同光源照射对表层土壤中扑草净降解的影响 |
| 3.2 不同湿度对表层土壤中扑草净降解的影响 |
| 3.3 不同温度对表层土壤中扑草净降解的影响 |
| 3.4 不同初始浓度对表层土壤中扑草净降解的影响 |
| 3.5 TiO_2对表层土壤中扑草净降解的影响 |
| 3.6 土壤中扑草净的光降解途径 |
| 3.6.1 土壤中扑草净的光降解产物的鉴定 |
| 3.6.2 土壤中扑草净的光降解途径 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 磁性TiO_2纳米材料制备及其在土壤光降解中的应用 |
| 1 引言 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试农药和试剂 |
| 2.1.3 主要仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 磁性TiO_2纳米材料的制备 |
| 2.2.2 材料表征 |
| 2.2.3 Fe_3O_4@TiO_2材料光催化降解实验 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 纳米Fe_3O_4的改性 |
| 3.2 纳米Fe_3O_4@TiO_2的合成和降解效果初探 |
| 3.3 Fe_3O_4@TiO_2纳米材料表征 |
| 3.3.1 形态与磁性表征 |
| 3.3.2 红外光谱表征 |
| 3.3.3 X-射线衍射表征 |
| 3.3.4 扫描电镜表征 |
| 3.3.5 透射电镜表征 |
| 3.4 Fe_3O_4@TiO_2土壤光催化降解扑草净 |
| 3.5 Fe_3O_4@TiO_2材料的回收和重复使用 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 全文结论 |
| 创新点 |
| 不足之处 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的论文 |
| 附录 |
（10）土壤有机氯农药的微生物修复（论文提纲范文）
| 1 土壤中OCPs的种类及其残留状况分析 |
| 2 降解OCPs的微生物种类 |
| 3 OCPs的微生物降解途径和机理 |
| 4 应用现状及展望 |
四、农药残留微生物降解技术示范成功（论文参考文献）
- [1]毒死蜱、莠去津降解菌的筛选与鉴定[D]. 朱云鹏. 山东农业大学, 2021(01)
- [2]农药残留生物降解剂的研究进展[J]. 焦美娟,林文星,马鹏生,王芳,何娜,吴秀丽. 北方园艺, 2021(13)
- [3]稻田湿地-生态沟渠净化村落次级支浜污染河水特性研究[D]. 侯君霞. 常州大学, 2021(01)
- [4]有机光敏剂对敌草腈光降解研究[D]. 徐莎莎. 安徽农业大学, 2021(02)
- [5]深绿木霉T23对敌敌畏的降解特性及机制[D]. 孙佳楠. 上海交通大学, 2020
- [6]南通嗜铜菌X1T（Cupriavidus nantongensis X1T）对六种有机磷杀虫剂的降解研究[D]. 史陶中. 安徽农业大学, 2019
- [7]嘧菌酯降解菌的筛选、鉴定及降解特性研究[D]. 冯彦媚. 华南农业大学, 2019(02)
- [8]啶氧菌酯降解菌的筛选鉴定及其降解基因克隆[D]. 祝腾辉. 湖南农业大学, 2019(01)
- [9]几种三嗪类除草剂在土壤中的微生物降解和光降解研究[D]. 蒋晨. 南京农业大学, 2017(07)
- [10]土壤有机氯农药的微生物修复[J]. 郭玉洁,李慧恩,阎爱华. 河北农业科学, 2016(05)