一、微生物及环境因子对土壤中乙草胺持效性的影响（论文文献综述）
许春丽[1]（2021）在《多功能农药载药体系设计与调控释放性能研究》文中研究说明农药是保障粮食安全与世界和平稳定的重要物质基础,人类对农药的刚性需求将长期存在。然而当前农药用量大和利用率低的问题仍客观存在,导致资源浪费和环境污染等问题。为实现农业可持续发展,我国提出了农药“减施增效”的战略需求,2021年中央1号文件再次强调农业绿色发展,持续推进化肥农药减施增效。利用功能材料改性与负载技术设计农药缓控释制剂,进行农药高效对靶沉积和可控释放,在促进农药减施增效方面展现出良好的应用前景。基于农药使用与防控剂量需求不匹配导致用药量大的问题,本研究以无机材料介孔二氧化硅和有机高分子材料多糖作为载体,创新农药负载方法,优化制备工艺,设计研发多功能性农药缓控释载药体系,并进行了释放特性及生物活性研究,旨在为农药新剂型的研发和农药减施增效提供理论指导和技术支撑。主要开展了以下工作:（1）二氧化硅及其界面修饰载药体系的设计和性能研究a)设计了碳量子点修饰的介孔二氧化硅/丙硫菌唑缓释纳米载药颗粒,缓释载药颗粒的生物活性效果优异,碳量子点赋予的荧光性有助于载药颗粒在植株中和菌丝体内的可视化观察,对于探究农药在作物体内的传输和分布具有潜在的应用前景;b)发展了基于乳液体系的同步羧甲基壳聚糖介孔二氧化硅界面修饰和嘧菌酯负载方法。相对于传统的改性后修饰载药,农药的载药量显着提高约6倍。未界面修饰的载药体系中有效成分嘧菌酯不具有敏感释放特性,而改性后载药体系具有p H敏感的释放特征:在弱酸性环境48 h累积释放量达到45%,而在中性和碱性条件下48 h内累积释放量可达到66%。改性修饰前后载药颗粒的有效成分释放均符合Korsmeyer-Peppas模型。改性功能材料的引入可使载药体系的生物活性提高约17%,纳米颗粒可实现在菌丝体和植株内传输;c)构建了界面多巴胺和金属铜离子修饰的介孔二氧化硅/嘧菌酯载药体系,以具有杀菌活性的金属铜离子可以作为药物分子和载体之间的“桥梁”,通过金属配位键调控农药分子的释放。金属配位纳米载药颗粒的释放为Korsmeyer-Peppas模型,金属配位调控后缓释效果更优异,在24h内累积释放分别达到59.8%,45.5%和56.1%。载体材料具有协同的杀菌活性,可以提高载药颗粒在靶标作物上的沉积效果。（2）天然多糖壳聚糖基载药体系的设计与性能研究a)通过自由基聚合反应制备壳聚糖聚甲基丙烯酸N,N-二甲基氨基乙酯接枝共聚物,利用乳化交联法制备吡唑醚菌酯微囊。载体材料的p H和温度敏感特性赋予微囊环境响应释放特性,吡唑醚菌酯的释放随着p H的增加而降低,随着温度的升高而增加。微囊化后吡唑醚菌酯的光稳定性显着增高,对非靶标生物斑马鱼的急性毒性降低;b)通过离子交联法制备了金属锰基羧甲基壳聚糖基水凝胶,以丙硫菌唑为模式农药验证了负载不同的农药时所选用的金属离子具有特定性。通过单因素实验和正交实验,以载药量和包封率作为评价指标确定了水凝胶载药颗粒的最佳制备工艺:羧甲基壳聚糖的质量分数4%;油/水体积比1:10;Tween-80的质量分数2.0%;Mn2+的浓度0.2 M,载药量和包封率分别为22.17%±0.83%和68.38%±2.56%。水凝胶载药颗粒的溶胀和有效成分的释放具有p H敏感特性,碱性条件下有效成分释放较快,酸性条件下释放最慢。在相同的有效成分剂量下,水凝胶载药颗粒与丙硫菌唑原药相比可以增强对小麦全蚀病的杀菌能力。载药体系对小麦的生长具有营养功能,还可以促进种子的萌发,降低丙硫菌唑在土壤中的脱硫代谢;c)以农药分子恶霉灵作为凝胶因子,以具有表面活性的海藻酸钠和羧甲基壳聚糖为载体材料,通过静电作用创新制备了具有不同流变性能的水凝胶载药体系。通过改变材料的比例可以得到适用于不同应用场景的水凝胶。水凝胶的溶胀具有离子和p H敏感特性,适用于土壤撒施场景的水凝胶载药体系可降低恶霉灵土壤中的淋溶,适用于茎叶喷雾的水凝胶载药体系可提高在靶标作物界面的沉积性能。本论文从载药体系中载体材料的选择和设计作为切入点,使载体材料在实现有效成分负载和控制释放的基本功能基础上,又赋予载体材料荧光性能、营养功能、靶向沉积和植物保护等功能特性。无机载体材料纳米介孔二氧化硅在提高载药颗粒传输性能的基础上,其荧光性能可实现载药颗粒传输的可视化,界面修饰提高载药颗粒的生物活性,同时调控有效成分的环境响应释放特性;有机载体材料壳聚糖基载药体系可以赋予有效成分温度和p H双敏感释放特性,同时发挥协同增效的生物活性和营养功能,提高农药靶向沉积和抗雨水冲刷能力。本研究充分围绕绿色发展理念,通过界面修饰方法和高效的制备工艺,创新了农药负载方法,研发了功能型载药体系,为农药的减施增效和缓控释制剂的发展提供了研究思路和技术途径,对农药产品升级换代和利用率提升具有重要意义。
张晓莲[2]（2020）在《典型手性氯代乙酰胺类除草剂在土壤中的选择性生态效应》文中研究指明现代农业种植中除草剂的长期大量使用导致土壤严重的长期污染。手性除草剂的使用逐年增加。大量研究发现手性农药在土壤环境中表现出明显的立体选择性。手性除草剂的不同对映体在长期污染土壤中的残留累积特征以及土壤微生态效应尤其是微生物群落结构组成与降解基因变化的研究,对受对映体长期污染土壤的微生物修复机制研究具有重要的科学意义。因此,本研究选取农业生产中大量使用的典型手性氯代乙酰胺类除草剂—乙草胺与精异丙甲草胺作为目标化合物,采用色谱技术对其对映体进行拆分,开发建立对映体残留分析方法,并采用单一对映体重复处理土壤策略,研究对映体在土壤中的选择性降解、土壤微生物群落结构变化和降解基因多样性与丰度变化。本研究主要研究结果如下:1.采用高效液相色谱方法对乙草胺与精异丙甲草胺对映体进行拆分,QuEChERS法与UPLC-MS/MS法相结合建立乙草胺与精异丙甲草胺对映体残留分析方法。乙草胺与精异丙甲草胺对映体在土壤基质中具有较好的线性关系,相关系数为0.9915-0.9999。方法有良好的灵敏度和准确度,LOQ为0.0014-0.0024 mg/kg,LOD为0.0004-0.0007 mg/kg,回收率为91.2%-100.6%,相对标准偏差为0.7%-4.1%,符合农药残留分析要求。2.乙草胺与精异丙甲草胺对映体在土壤中的降解存在选择性差异,S对映体优先降解,且降解半衰期受施药次数和施药浓度影响。乙草胺在所有处理组土壤中的降解半衰期分别为13.9-96.7天（Rac-乙草胺）、59.5-101.0天（R-乙草胺）和13.0-98.6天（S-乙草胺）。精异丙甲草胺在重复处理土壤中降解较慢,在所有处理组土壤中其降解半衰期为171.1-417.6天（Rac-精异丙甲草胺）、162.7-331.6天（R-精异丙甲草胺）和157.9-284.1天（S-精异丙甲草胺）。重复处理期间,乙草胺与精异丙甲草胺在土壤中的残留量均发生明显累积,且R对映体累积量更多。3.乙草胺与精异丙甲草胺显着降低土壤微生物多样性,与对照组相比,微生物Simpson指数、Shannon指数和Chao1指数在所有处理组均受到农药显着影响,且两者R对映体对土壤微生物多样性指数的影响大于相对应的S对映体。在微生物门水平上,乙草胺与精异丙甲草胺重复处理显着增加土壤中Actinobacteria（放线菌门）和Bacteroidetes（拟杆菌门）相对丰度;在微生物属水平上,乙草胺与精异丙甲草胺重复处理显着增加土壤中Streptococcus（链球菌属）、Amycolatopsis（拟无枝菌酸菌属）、Myroides（类香味菌属）等优势微生物种属相对丰度。此外,二者S对映体处理土壤中Actinobacteria、Bacteroidetes以及上述优势种属的相对丰度及其增加速度明显大于相应的R对映体处理土壤。4.宏基因组测序结果显示乙草胺与精异丙甲草胺重复处理显着增加土壤中降解基因多样性与相对丰度。S-乙草胺与S-精异丙甲草胺处理土壤中的优势降解基因ppah、alkb、benA和p450相对丰度及其增加速度明显大于相对应的R对映体处理土壤。乙草胺重复处理中上述优势降解基因的相对丰度较对照土壤显着增加48.16-12367.24%（Rac-乙草胺）、43.25-10407.66%（R-乙草胺）和36.19-13074.47%（S-乙草胺）,相应的在精异丙甲草胺处理土壤中显着增加20.60-6715.29%（Rac-精异丙甲草胺）、0.20-3258.69%（R-精异丙甲草胺）和28.58-9069.50%（S-精异丙甲草胺）。
苏湘宁[3]（2019）在《糖基转移酶参与水稻中异丙隆和乙草胺解毒代谢机制的研究》文中提出在现代农业中,农药用以防治病虫草害,以及对农作物产量和质量的提高做出了重大贡献。然而,部分农药残效期较长,且使用不规范,导致环境中农药的残留量持续增加,威胁动植物和人体健康。异丙隆是一种世界范围内广泛使用的取代脲类农药,长期使用会造成自然环境污染,并能随着食物链富集威胁人类健康。作为我国使用量最大的除草剂之一,乙草胺不仅对哺乳动物具有一定的毒性,而且对土壤中微生物以及作物的正常生长均有一定的影响,它还会污染地表水体和地下水,具有潜在的生态环境风险,已引起世界各地的重视。糖基转移酶（glycosyltransferases,GTs）广泛存在于生物体内,可将糖分子从供体转移到受体,形成糖苷键。植物中的糖基转移酶参与合成细胞壁多糖和植物糖蛋白,同时具有调节植物代谢的功能。本文主要研究糖基转移酶参与水稻中异丙隆和乙草胺的解毒代谢作用机制,为降低农药对生态环境、农作物、动物和人体的潜在风险提供科学数据。本文对异丙隆胁迫下水稻幼苗转录组的高通量测序结果进行分析,筛选出被异丙隆诱导的水稻糖基转移酶基因,研究了一个差异表达显着上调的糖基转移酶基因的烟草亚细胞定位及生物信息学,并利用分子克隆技术获得该糖基转移酶基因的过表达水稻系。研究了该基因在缓解异丙隆对水稻的毒性、加速异丙隆在水稻体内降解过程中的作用。研究了水稻对乙草胺的毒性反应和积累,并研究了该基因调控水稻体内乙草胺代谢与解毒的作用。最后利用基因工程技术将该基因在毕赤酵母中进行异源表达进一步验证其功能,阐明了该水稻基因是移除和降解异丙隆和乙草胺的一个有效途径。具体内容如下:1.通过分析异丙隆胁迫下水稻转录组高通量测序结果,筛选得到145个糖基转移酶差异表达基因,其中差异表达两倍变化的有18个。对这18个糖基转移酶基因进行qRT-PCR分析与验证,其验证结果与调控趋势一致。基于生物信息学数据库,对水稻糖基转移酶基因进行启动子顺式作用元件预测、基因进化树分析和染色体定位。对水稻糖基转移酶活力和水稻异丙隆的积累量进行分析。2.从差异表达两倍变化的水稻糖基转移酶基因中,选择对异丙隆响应表达水平较高的糖基转移酶基因OsIRGT1作为研究对象,系统分析其分子生物学信息。通过该糖基转移酶基因的烟草亚细胞定位分析,确定该基因定位在内质网上。对该基因的表达谱研究发现,该基因不仅对异丙隆诱导有响应,还对另一类农药乙草胺的胁迫下表达量上调。为了探究该基因对水稻中两种农药降解的调控功能,采用分子生物学技术,获得了糖基转移酶基因OsIRGT1的3个纯合过表达水稻株系（OE-1、OE-3和OE-5）,研究了 OsIRGT1基因水稻株系的表达量以及糖基转移酶活力,且OsIRGT1基因在3个株系中均可以稳定的表达。3.为了研究水稻糖基转移酶OsIRGT1基因对异丙隆的降解和解毒作用,选择已获得的3个纯合过表达水稻株系和糖基转移酶突变体水稻作为研究对象,野生型水稻为空白对照。用2 mg/L的异丙隆处理水稻幼苗4 d后发现,过表达水稻的株高、根长、干重和叶绿素含量比野生型有明显的升高,电导率和丙二醛含量明显降低,表明异丙隆对过表达水稻株系毒性明显降低。而突变体的生长情况比野生型水稻还差,且电导率和丙二醛含量明显高于野生型水稻。过表达水稻株系体内异丙隆积累量低于野生型,而野生型体内积累量又低于突变体,说明OsIRGT1基因促进了水稻体内异丙隆的降解。同时,过表达水稻株系生长介质中异丙隆的残留量比野生型的显着减少,而突变体生长介质中异丙隆残留量则明显比野生型高。使野生型、过表达和突变体水稻长期暴露在0.05 mg/L的异丙隆浓度下,进一步探索OsIRGT1对环境中异丙隆的降解作用。在分蘖期（30 d）、最高分蘖期（45 d）、穗分化期（60 d）、开花期（90 d）、青籽粒蜡熟期（100 d）、成熟籽粒完熟期（120 d）分别检测水稻体内异丙隆积累量。结果显示,暴露30、45、60和90 d后,过表达水稻各株系地上部分和根中异丙隆积累量均明显低于野生型水稻,而突变体高于野生型;暴露100和120 d后,过表达水稻的青籽粒和成熟籽粒中异丙隆积累量比野生型减少了30.8～40.7%,而突变体籽粒中异丙隆含量比野生型高。为了进一步研究该基因对异丙隆的代谢解毒途径,采用HPLC-Q-TOF-MS/MS分析检测技术对野生型水稻和过表达OE-3水稻中异丙隆的降解产物和结合物进行了分析和鉴定。共鉴定了异丙隆16个降解产物和9个结合物。其中,2个降解产物（1-Methyl-3-phenyl-urea,1,1-Dimethyl-3-phenyl-urea）,5 个糖基化结合物（1-Isopropenyl-IPU-N-malonylglucoside,2-Methoxyl-IPU-N-acetylglucoside,2-IPU-N-acetylglucoside,1-OH-Isopropyl-benzene-O-glucoside,2-Methoxyl-IPU-N-glucoside）和 2 个氨基酸结合产物（4-Amino-4-[4-（1-hydroxy-l-methyl-ethyl）-phenylcarbamoyl]-butyric acid,2-Amino-N-（4-vinyl-phenyl）-acetamide）是第一次在植物中发现的。OE-3地上部分的12个降解产物和8个结合物,以及根中4个降解产物和3个结合物的相对含量均明显高于野生型水稻。最终推测出异丙隆在水稻中可能的降解代谢途径。以上结果说明糖基转移酶OsIRGT1基因促进了水稻中异丙隆的解毒和降解代谢。4.为了研究乙草胺对水稻的毒性作用,选取不同浓度乙草胺（0,0.05,0.1,0.2,0.4和0.8 mg/L）处理水稻幼苗,结果发现随乙草胺浓度的增加水稻组织中丙二醛含量先升高后降低,并且在0.1 mg/L浓度处理6 d时的含量达到最大值,说明水稻膜脂损伤最严重。同时,乙草胺抑制了水稻叶绿素的合成,影响水稻的正常生长。用不同浓度的乙草胺处理水稻6 d,糖基转移酶活力受到诱导而升高。随乙草胺处理时间和浓度的增加,乙草胺在水稻体内的积累量逐渐增多,进而乙草胺对水稻的毒害作用也加大。5.为了验证水稻糖基转移酶OsIRGT1基因对水稻体内农药的解毒和代谢降解作用,选用另一类农药乙草胺进行研究。用0.1 mg/L的乙草胺处理水稻幼苗6 d后发现,与异丙隆处理水稻结果相似,过表达水稻的生长情况明显比野生型好,叶绿素含量明显高于野生型,丙二醛含量较野生型低。过表达水稻体内电解质渗透率比野生型明显减少,突变体上述指标的研究结果和过表达的相反。与野生型相比,乙草胺在过表达株系中积累量明显降低,同时过表达株系生长介质中乙草胺的残留量比野生型的显着减少,而突变体水稻组织和生长介质中乙草胺的浓度较野生型显着增加。通过水稻和生长介质中乙草胺含量的数据分析表明,过表达水稻对乙草胺有较强的富集能力和向上传导作用,突变体水稻较野生型差。在长期暴露于乙草胺实验中,过表达植株的地上部分和根中乙草胺的含量均明显低于野生型水稻,而突变体中乙草胺积累量高于野生型。在120 d后,过表达植株的成熟籽粒中乙草胺含量比野生型减少了 42.6～48.4%,而突变体籽粒乙草胺的积累量比野生型显着增加。用HPLC-Q-TOF-MS/MS仪分析野生型水稻和OE-3水稻中乙草胺的降解产物和结合物。共检测和鉴定了乙草胺19个降解产物和13个结合物。其中,OE-3的地上部分有11个降解产物和8个结合物,根中有9个降解产物和6个结合物相对含量明显高于野生型。可见,OsIRGT1基因不仅对水稻中异丙隆有降解和脱毒作用,而且对水稻中乙草胺也有相同作用。6.为了进一步验证OsIRGT1基因对异丙隆和乙草胺的降解和解毒能力,将水稻OsIRGT1基因转入毕赤酵母（Pichia pastoris X-33）中进行异源表达,并考察了对两种农药的降解功能。为了探究重组酵母能够抵抗异丙隆和乙草胺毒性,在YPD培养基中分别添加0、0.5、2和8 mg/L异丙隆和0、0.02、0.1、0.5 mg/L乙草胺。没有农药的对照组中重组毕赤酵母和空载酵母细胞长势没有差异,处理组中重组毕赤酵母比空载酵母生长更好,尤其在8 mg/L异丙隆和0.5 mg/L乙草胺条件下长势差别明显。重组毕赤酵母和空载酵母分别接种于含有2 mg/L异丙隆和0.1 mg/L乙草胺的YPD液体培养基中,实验经24、48和72 h后发现重组毕赤酵母降解率显着高于空载酵母。72 h后重组酵母菌株对异丙隆和乙草胺的降解率比空载酵母菌株分别高出2.4和2.6倍。上述结果进一步说明OsIRGT1对农药降解和解毒有促进作用。
霍云雷[4]（2019）在《乙草胺在玉米生态系统中沉积及其与药效关系》文中进行了进一步梳理农药作为科学技术进步和人类文明发展的必然产物,直接关系到国民经济发展、农业生产安全、人民身体健康和社会和谐稳定,在农业生产中做出了不可替代的贡献。其中,乙草胺（Acetochlor）是东北玉米农田常用土壤封闭处理酰胺类除草剂,主要应用于玉米、大豆、油菜等旱田作物,芽前以防除一年生禾本科杂草和部分阔叶性杂草。随着乙草胺的大量使用,诸多负面影响也随之显现出来,由于自身或其降解产物有可能危害非靶标生物,使用不当将会对土壤环境质量及后茬敏感作物产生不利影响,进而导致有害生物群落演替单一、抗性杂草增多、农药用量加大、残留污染与药害重,对农田生态环境造成严重影响。本文研究了乙草胺在玉米种植体系中靶区沉积量与消解规律。探讨了不同施药量下农药沉积规律与药效关系,确定了对有害生物防控最低有效剂量,明确了农药施用量-靶区沉积量-防效三者之间关系。同时,在室内可控条件下,研究了乙草胺在不同条件下的降解规律,初步确定乙草胺降解主要影响因素,进一步探究了农田黑土中不同浓度乙草胺对土壤微生物的影响,为有关部门提供精准的生态环境效应数据及为乙草胺的科学合理施用提供保障。主要研究成果如下:（1）研究了乙草胺在玉米种植体系上沉积量与药效关系。根据乙草胺登记浓度,本研究设不同田间施药剂量,于玉米播后苗前土壤处理,分别在不同时期采取土壤、植株样品,测定土壤和植株在玉米种植不同时期沉积量与消解规律,同时在施药后40 d调查乙草胺对杂草防治效果。结果表明,按照农药推荐施用剂量设置乙草胺施药有效浓度为675、1012.5、1350、2025 g/hm2,在吉林地区两年土壤中原始沉积量分别为0.6331.824 mg/kg和1.9284.307 mg/kg,在两年植株中原始沉积量分别为0.1910.316 mg/kg和0.1870.478mg/kg。随着施药时间增加,土壤中乙草胺沉积量逐渐降低,其两年在土壤中半衰期分别为6.811.7 d和8.39.9 d,40 d降解率均达到90%以上。乙草胺在植株中半衰期为3.85.1d和5.46.0 d,30 d降解率也均达90%以上。收获期各浓度处理均未检测出乙草胺残留。施药后40d在吉林两年土壤中乙草胺沉积量分别为0.0170.154 mg/kg和0.1580.202mg/kg,当施药浓度在1350 g/hm2以上时,40 d对马唐、稗草和狗尾草等主防杂草的总防效均达90%以上。（2）环境条件对玉米田土壤中乙草胺降解因素的研究。进一步评价其在土壤生态环境中的持效性,明确不同环境因素对乙草胺降解速率的影响。以吉林省玉米田三种典型农田土壤（黑钙土、草甸黑土、白浆土）为研究对象,在室内可控条件下,研究了乙草胺在不同土壤类型、不同含水量、不同温度以及添加其它除草剂条件下的降解规律,初步探究影响乙草胺降解的外界因素。结果表明,相同处理下,随着有机质含量的增加,乙草胺降解速率加快。温度对乙草胺的降解影响最为明显,在草甸黑土中,当温度从5℃增加到35℃,土壤半衰期分别由44.6 d缩短至13.2 d。乙草胺在土壤中降解速率快慢与土壤含水量也有一定关系,随着含水量增加降解速率加快,当土壤含水量从5%增加到20%时,半衰期分别由原来的25.6 d缩短至14.7 d。加入不同浓度莠去津对乙草胺降解速率无明显影响,说明乙草胺在土壤中的降解速率与温度和含水量有关且呈正相关趋势。（3）探讨了农田黑土中乙草胺对土壤微生物的影响。明确了乙草胺在黑土环境中的微生物效应,揭示乙草胺在黑土环境中的对微生物活性的影响。以不同浓度乙草胺处理玉米田土壤为研究对象,调查了玉米田黑土中微生物数量并对土壤酶活性进行测定。结果表明乙草胺土壤处理714 d各浓度处理对土壤细菌主要表现为抑制作用,30 d仅有最高剂量（2025 g/hm2）对细菌有抑制作用,45 d后抑制作用得以缓解并逐渐趋于对照水平。施药后7 d对真菌有抑制作用,抑制作用随着施药浓度的增加而增强,30 d后真菌数量恢复正常水平;放线菌对乙草胺表现出较强的适应能力,施药后7 d,随着施药量的增加促进效果加强,之后逐渐恢复正常水平。同时研究乙草胺对土壤酶影响,各处理浓度对过氧化氢酶没有显着影响;对土壤脲酶表现出高浓度抑制作用而低浓度抑制效果并不明显,30 d后抑制效果逐渐恢复,各浓度处理恢复对照水平;对土壤脱氢酶的作用效果随施药浓度增加,促进效果越大。
赵梦云[5]（2019）在《人工湿地中酰胺类农药降解的植物作用机制》文中提出为了强化人工湿地对酰胺类农药的降解,研究了湿地中植物作用机制。建立了液体样品和固体样品的前处理方法以及异丙甲草胺液相色谱分析方法;通过批次实验,研究了植物对农药的降解动力学,并探讨了农药对植物叶绿素荧光特性、生长特性和酶活性的影响;通过人工湿地模拟实验,研究了植物种植对人工湿地常规污染物和异丙甲草胺降解效果、空间分布规律和降解途径的影响机制。研究结果如下:（1）针对液体样品和固体样品（植物、土壤）中异丙甲草胺的分析,建立了离心-过滤-高效液相色谱联用（CE-FI-HPLC）以及固相萃取-高效液相色谱联用（SPE-HPLC）的方法。通过实验优化,得出高浓度异丙甲草胺（200μg/L-20 mg/L）的色谱分析条件为:流动相比例为乙腈:水=60:40、1 mL/min的流速、柱温30℃、进样量20μL;低浓度异丙甲草胺（2-200μg/L）的色谱分析条件为:流动相比例为乙腈:水=70:30、0.4 mL/min的流速、进样量100μL。（2）植物的存在能够提高反应体系对农药的降解效果,植物+农药组对异丙甲草胺的去除率比农药组高23.4%,而且植物对酰胺类农药的降解符合一级动力学方程C/C0=1.1434 e-0.0545t。农药的存在对植物具有胁迫作用,植物的叶绿素荧光参数Fo、Fm、Fv/Fm、Y、ETR、qP和qN值比初始值分别下降了79.6%、93.2%、96.8%、85.4%、93.1%、96.8%、95.8%。此外,农药对植物的胁迫程度超过了抗氧化酶的清除速度,植物+农药组中植物体内的超氧化物歧化酶（SOD）和谷胱甘肽还原酶（GR）呈现出先增加后减少的趋势,过氧化物酶（POD）和过氧化物（CAT）呈现出先减少后增加的趋势,而丙二醛（MDA）的含量则显着增加。（3）植物的存在强化了人工湿地对农药降解的能力,种植植物的人工湿地对农药的平均去除率（54.4±20.5%）大于无植物人工湿地（46.0±21.8%）（P>0.05）。而温度的降低则会减弱两组人工湿地的农药降解能力,种植植物和无植物人工湿地对农药的平均去除率随着温度的降低分别降低了31.63%、28.36%。此外,沿着水平沿程距离的增加,两组人工湿地内异丙甲草胺的浓度均逐渐降低;但两组湿地却具有不同的异丙甲草胺纵向去除规律,种植植物湿地对农药的去除主要集中在植物根系生长的中上层,而空白湿地对农药的去除则随着填料深度逐渐展开。通过对人工湿地中农药的降解进行量化分析可知,植物不仅能够直接吸收去除农药（9.56μg/m2）,而且能提高湿地基质对农药的吸附和积累（1.67μg/m2 vs 0.76μg/m2）。（4）运用冗余分析（RDA）可知,湿地对异丙甲草胺的去除与湿地内部环境因子、进水各污染物浓度、各污染物去除量以及植物生长特性具有较好的相关性。其中环境因子ρ（DO）、T、pH与农药去除率呈正相关且相关性依次减小,进水中NH4+-N、TN、农药、TP浓度也与农药去除率呈正相关且相关性依次增大。此外,农药去除率还与TP、TN、NH4+-N去除率以及植物茎高呈正相关且相关性依次减小。
冯玉洁,田海,韦典,谭辉华,李雪生,曾东强[6]（2013）在《环境条件对烟田土壤中乙草胺降解的影响》文中研究指明[目的]研究不同土壤类型、土壤微生物及含水量对烟田土壤中乙草胺降解的影响。[方法]采用实验室模拟方法研究乙草胺在不同土壤中的降解动态。[结果]土壤类型、土壤微生物和含水量均可影响土壤中乙草胺降解。在黄红壤和赤红壤中降解最适土壤湿度为60%;在黄红壤和赤红壤中半衰期（t1/2）为5.1、7.92 d;灭菌黄红壤和赤红壤中t1/2为16.5、21.8 d。[结论]微生物降解是乙草胺在土壤中的主要降解途径之一,黄红壤中的降解速率快于赤红壤。
田海[7]（2012）在《乙草胺在烟区土壤中的降解动态及其微生物降解研究》文中提出乙草胺（Acetochlor）为酰胺类芽前选择性除草剂,主要用于大豆、玉米、甘蔗、烟草等旱地作物以及水稻田,防治一年生禾本科杂草和部分阔叶杂草,残存于土壤中的乙草胺对当茬和后茬作物可产生不良影响。本文改进了传统乙草胺在土壤及水体中的残留检测方法,在室内可控条件下,研究了乙草胺在烟区水稻土和赤红壤中的降解动力学；同时从农药厂污泥中筛选出一种可降解乙草胺的酵母菌菌株PR-2,并对其进行形态学和分子生物学鉴定。本研究为乙草胺的合理使用,环境安全性评价以及微生物生态环境修复提供理论基础和科学依据。主要研究结果如下：1、在传统乙草胺残留分析方法的基础上,建立了乙草胺在土壤和水体中的残留分析方法。土壤样品用乙腈振荡提取,水体样品用二氯甲烷-水液液分配提取,毛细管柱分离,气相色谱-微电子捕获检测器（GC-μECD）检测。结果表明：乙草胺最小检出量为0.2×10-9g,最低检出浓度为0.01mg/kg。添加浓度为0.05-0.5mg/kg时,土壤中的平均回收率为98.63%-109.37%,变异系数为0.96%-1.84%；水体中的平均回收率为87.29%-94.68%,变异系数为1.27%-2.05%。方法的灵敏度与精密度符合农药残留分析要求。2、在室内可控条件下,研究了乙草胺在烟区水稻土和赤红壤中降解动力学,探讨土壤类型、土壤微生物、土壤含水量等因素对乙草胺降解的影响。结果表明乙草胺在土壤中的室内模拟降解符合一级动力学模型,其在水稻土和赤红壤中的半衰期分别为5.1d和7.92d,土壤微生物对乙草胺的降解起主导作用,乙草胺在未灭菌土壤中的降解速率显着高于灭菌土壤中的降解速率,土壤相对含水量过高（90%）或过低（10%）都不利于乙草胺的降解。3、采用高压富集方法,从生产乙草胺农药厂排污口处污泥中筛选分离得到一株乙草胺高效降解酵母菌,将菌株命名为PR-2。对菌株PR-2的形态特征、生理生化特性及分子生物学特性进行研究和分析,初步鉴定菌株PR-2为胶红酵母菌（Rhodotorula mucilaginosa）。4、研究了影响胶红酵母菌生长及其对乙草胺降解能力的主要因素。结果表明,在乙草胺初始质量分数25mg/L、温度25℃、pH值7、接菌量5%、外加碳源1%的条件下,有利于胶红酵母菌的生长,其降解乙草胺的效果最佳,降解率可高达85%。
刘嫦娥[8]（2012）在《四种除草剂对蚯蚓生理生态的影响及其降解特征》文中研究指明除草剂使用范围非常广泛,然而过量和不合理使用,引起了一系列的生态和环境问题。上世纪80年代后世界主要发展高效、低毒、广谱、低用量的除草剂,一般认为比较低毒的阿特拉津、绿麦隆、乙草胺和丁草胺近年来被广泛使用的除草剂,其产量和用量非常大,但是它们在环境中的行为以及对土壤生态系统的影响尚缺乏比较系统的研究。本文在调查昆明市农业生产中除草剂使用状况的基础上,以赤子爱胜蚓为材料,模拟常规除草剂使用剂量,在室外模拟培养环境下研究了蚯蚓SOD、CAT等氧化酶及热激蛋白HSP27和HSP40对各类除草剂的时间一效应和剂量—效应关系,分析了它们对土壤脲酶活性的影响,探讨了除草剂在土壤中的降解动态,为这些除草剂的合理使用和生态安全性评估提供数据支持。主要结果如下,（1）除草剂对蚯蚓生物量的影响的结果表明,除草剂浓度对蚯蚓鲜重的影响总体表现为暴：露剂量越小,体重降低程度越小,暴露剂量越高,体重降低越大。各种浓度除草剂处理的蚯蚓鲜重呈降低趋势。随着处理时间的延长,蚯蚓鲜重随着处理浓度的提高而降低,不同处理浓度引起蚯蚓鲜重降低开始的时间不同,不同剂量最后引起的降低程度不同。（2）各种处理条件下除草剂对蚯蚓SOD活性的影响均表现为先升高后降低,只是SOD最高活性出现的时间早晚有差异。小于126mg/kg低浓度阿特拉津处理中蚯蚓SOD活性在第7d最高,大于316mg/kg的高浓度阿特拉津处理在第10d蚯蚓SOD活性最高；绿麦隆在低于1OOmg/kg时显着促进SOD活性,高于158mg/kg时SOD活性显着受到抑制；乙草胺在小于33mg/kg范围内促进SOD活性,SOD活性在第7d最高,之后SOD活性降低,低浓度13 g/kg处理被诱导程度最大,而大于83mg/kg时对SOD活性有极显着抑制作用；丁草胺浓度在小于50mg/kg内促进SOD活性,SOD活性在第7d最高,之后SOD活性降低,低浓度32mg/kg处理被诱导程度最大,而大于126mg/kg时对SOD活性有极显着抑制作用。根据双因素方差分析结果表明,阿特拉津、乙草胺和丁草胺处理浓度与时间及浓度与时间的交互作用均对土壤中蚯蚓体组织SOD活性具有极显着的影响（P<0.001）。绿麦隆处理时间、时间与浓度的交互作用均对土壤中蚯蚓体组织SOD活性具有极显着的影响（P<0.001）。（3）随着除草剂暴露时间的延长,CAT活性对乙草胺处理变化范围为284.8-335.5U/g蛋白,平均为309.68 U/g蛋白,而各处理蚯蚓CAT活性表现为先升高后降低。阿特拉津在低于126mg/kg时显着促进CAT活性,达到316mg/kg以上时对CAT活性有显着抑制作用；绿麦隆在低于1OOmg/kg时,显着促进CAT活性；高于158mg/kg对CAT活性有极显着抑制作用。双因素方差分析结果表明,阿特拉津、乙草胺和丁草胺处理浓度与时间及浓度与时间的交互作用均对蚯蚓体CAT活性具有极显着的影响（P<0.001）；绿麦隆处理浓度对蚯蚓CAT活性具有极显着的影响（P<0.001）,而与时间、浓度与时间的交互作用对土壤中蚯蚓体组织CAT活性的影响不显着（P=0.78,>0.05）。（4）暴露于四种除草剂的处理条件下,蚯蚓体内的热激蛋白（HSP）有新的表达,经Western Blotting免疫印迹检测,确定27kDa为HSP27,40kDa为HSP40。相对于对照而言,随着处理时间的延长,HSP27和HSP40的表达强度先升高后降低。HSP27和HSP40对阿特拉津暴露最为敏感,然后依次为乙草胺、丁草胺和绿麦隆。蚯蚓体组织HSP27和HSP40对除草剂的表达曲线都呈现出倒U型剂量—效应特征。双因素方差分析结果表明,阿特拉津、乙草胺及丁草胺处理浓度与时间及浓度与时间的交互作用均对蚯蚓HSP27和HSP40具有极显着的影响（P<0.001）；绿麦隆处理浓度、时间均对蚯蚓HSP27具有极显着的影响（P<0.001）。（5）对同一处理浓度而言,随着处理时间的延长,除草剂对土壤脲酶活性的影响表现是先呈升高趋势,随着作用时间的延长脲酶活性下降。除草剂对土壤脲酶活性的影响呈现出抛物线型。双因素方差分析结果表明,阿特拉津、乙草胺和丁草胺处理浓度、时间及浓度与时间的交互作用均对土壤中蚯蚓脲酶活性具有极显着的影响（P<0.001）。而绿麦隆处理浓度、时间均对土壤中蚯蚓脲酶活性具有极显着的影响（P<0.001）。（6）四种除草剂在土壤中的降解动力学过程符合一级动力学方程,低浓度降解曲线呈平滑下降,而高浓度快速下降；在供试浓度范围内,随着除草剂处理浓度的增加,降解半衰期缩短,且存在一定线性关系；未接种赤子爱胜蚓时,阿特拉津、绿麦隆、乙草胺和丁草胺的半衰期变化范围分别为26.4～28.3d、51.36～42.03d、11.2～6.50d和14.7～8.60d；接种蚯蚓后,阿特拉津、绿麦隆、乙草胺和丁草胺的半衰期分别为24.2～25.6d、41.24～48.56 d、5.2～10.1d和6.30～12.50d之间。方差分析表明,处理浓度与处理时间显着影响四种除草剂在土壤中的降解率。虽然接种蚯蚓能降低土壤中除草剂的半衰期,加速其降解,但蚯蚓在其中的贡献作用达不到显着水平。
季静,李杨,高志山,刘峰[9]（2011）在《土壤环境因子对毒死蜱两种剂型持效性的影响》文中指出以暗黑鳃金龟Holotrichia parallela幼虫为生物试材,研究了含水量、温度和泥炭质量分数3种土壤环境因子对毒死蜱30%微囊悬浮剂（CS）和30%乳油（EC）持效性的影响。结果显示:在相同土壤介质环境下,毒死蜱乳油的持效期随土壤含水量的提高而缩短,同时土壤含水量的提高减缓了微囊悬浮剂囊内有效成分的释放;在土壤中其他影响因子相同时,土壤温度越高,毒死蜱微囊悬浮剂和乳油的持效期越短;土壤中的泥炭对毒死蜱的吸附作用使得其对暗黑鳃金龟幼虫的初始毒力降低,同时也延长了毒死蜱在土壤中的持效期。对于3种土壤环境因子的不同处理,除泥炭质量分数为1.0%的处理中毒死蜱微囊悬浮剂和乳油对暗黑鳃金龟幼虫的持效性相差不大外,其他各处理中毒死蜱微囊悬浮剂的持效性均优于乳油。
韩玉军,陶波[10]（2011）在《黄腐酸对乙草胺水中降解及持效期的影响》文中研究表明利用生物测定与仪器分析相结合方法,建立乙草胺活性测定的玉米根长法,并且研究了黄腐酸对乙草胺在水中的持效性和降解的影响。结果显示:乙草胺浓度和玉米根生长存在明显的负相关线性关系,相关系数R=-0.9916;黄腐酸能够明显提高乙草胺的生物活性,添加0.25%-4%黄腐酸能够延长乙草胺在水中的半衰期及持效时间,分别延长了0.47-9.87天和1.46-12.17天。
二、微生物及环境因子对土壤中乙草胺持效性的影响（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、微生物及环境因子对土壤中乙草胺持效性的影响（论文提纲范文）
（1）多功能农药载药体系设计与调控释放性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 农药发展与国家战略需求 |
| 1.1.1 我国农药使用现状 |
| 1.1.2 农药减施增效战略需求和零增长方案 |
| 1.2 农药损失途径与影响因素 |
| 1.2.1 农药损失途径 |
| 1.2.2 农药利用率的影响因素 |
| 1.3 农药载药体系设计与研究进展 |
| 1.3.1 农药载药体系的设计理念 |
| 1.3.2 农药载体材料的研究进展 |
| 1.3.2.1 无机材料 |
| 1.3.2.2 有机材料 |
| 1.4 农药控释放技术与研究进展 |
| 1.4.1 控制释放途径及其分类 |
| 1.4.2 控制释放技术存在的问题及发展趋势 |
| 1.5 释放机理研究 |
| 1.5.1 零级释放动力学模型 |
| 1.5.2 一级动力学模型 |
| 1.5.3 Peppas模型 |
| 1.5.4 Higuchi模型 |
| 1.5.5 Gallagher-Corrigan模型 |
| 1.6 选题依据及意义 |
| 1.6.1 立题依据 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线图 |
| 第二章 介孔二氧化硅基载药体系设计及性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 碳量子点修饰介孔二氧化硅载药体系的设计与性能研究 |
| 2.2.1 实验材料与方法 |
| 2.2.1.1 试剂与材料 |
| 2.2.1.2 仪器与设备 |
| 2.2.2 实验操作 |
| 2.2.2.1 荧光介孔二氧化硅纳米颗粒的制备 |
| 2.2.2.2 丙硫菌唑纳米载药颗粒的制备 |
| 2.2.2.3 纳米颗粒的表征 |
| 2.2.2.4 载药量与释放性能测定 |
| 2.2.2.5 对小麦赤霉病的抑菌活性测定 |
| 2.2.2.6 荧光介孔二氧化硅在菌丝体及小麦植株的传输情况 |
| 2.2.3 结果与分析 |
| 2.2.3.1 纳米颗粒表征 |
| 2.2.3.2 荧光介孔二氧化硅纳米颗粒载药量及缓释性能 |
| 2.2.3.3 荧光介孔二氧化硅纳米载药颗粒的杀菌活性 |
| 2.2.3.4 荧光介孔二氧化硅纳米载药颗粒的吸收传导性能 |
| 2.2.4 结论 |
| 2.3 羧甲基壳聚糖改性介孔二氧化硅载药体系的设计与性能研究 |
| 2.3.1 实验材料与方法 |
| 2.3.1.1 材料与试剂 |
| 2.3.1.2 仪器与设备 |
| 2.3.2 实验操作 |
| 2.3.2.1 介孔二氧化硅载药体系的制备 |
| 2.3.2.2 氨基化MSN的合成 |
| 2.3.2.3 乳化法同步包封改性介孔二氧化硅载药体系的制备 |
| 2.3.2.4 羧甲基壳聚糖改性介孔二氧化硅载药体系的表征 |
| 2.3.2.5 载药量测定 |
| 2.3.2.6 体外释放试验 |
| 2.3.2.7 杀菌活性测定 |
| 2.3.2.8 纳米载药体系在菌丝体及靶标作物的传输性能测定 |
| 2.3.3 结果与讨论 |
| 2.3.3.1 纳米颗粒的合成 |
| 2.3.3.2 纳米颗粒的表征 |
| 2.3.3.3 载药体系载药量及缓释性能研究 |
| 2.3.3.4 载药体系杀菌活性研究 |
| 2.3.3.5 载药体系吸收传导性能研究 |
| 2.3.4 结论 |
| 2.4 多巴胺铜离子改性介孔二氧化硅载药体系的设计与性能研究 |
| 2.4.1 实验材料与方法 |
| 2.4.1.1 材料与试剂 |
| 2.4.1.2 仪器与设备 |
| 2.4.2 实验操作 |
| 2.4.2.1 MSN的合成 |
| 2.4.2.2 PDA修饰MSN的制备 |
| 2.4.2.3 铜离子键合多巴胺改性介孔二氧化硅载药体系的制备 |
| 2.4.2.4 荧光标记功能化的纳米颗粒的合成 |
| 2.4.2.5 多巴胺和铜离子改性介孔二氧化硅载药体系的表征 |
| 2.4.2.6 载药量测定 |
| 2.4.2.7 体外释放性能测定 |
| 2.4.2.8 杀菌活性测定 |
| 2.4.2.9 靶标作物界面的接触角测定 |
| 2.4.2.10 菌丝体对载药纳米颗粒的吸收测定 |
| 2.4.3 结果与讨论 |
| 2.4.3.1 纳米颗粒的合成 |
| 2.4.3.2 纳米颗粒表征 |
| 2.4.3.3 载药体系载药量及缓释性能研究 |
| 2.4.3.4 载药体系杀菌活性研究 |
| 2.4.3.5 载药体系接触角研究 |
| 2.4.3.6 传输性能研究 |
| 2.4.4 结论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 壳聚糖基载药体系的设计及性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 温度和p H双重敏感壳聚糖微囊载药体系的构建及释放性能 |
| 3.2.1 材料和方法 |
| 3.2.1.1 材料和试剂 |
| 3.2.1.2 仪器和设备 |
| 3.2.2 实验操作 |
| 3.2.2.1 改性壳聚糖的制备 |
| 3.2.2.2 载药微囊的制备 |
| 3.2.2.3 载药微囊的表征 |
| 3.2.2.4 载药微囊的载药量和包封率的测定 |
| 3.2.2.5 环境响应型释放性能测定 |
| 3.2.2.6 载药微囊的光稳定性测定 |
| 3.2.2.7 载药微囊对斑马鱼的急性毒性测定 |
| 3.2.3 结果与讨论 |
| 3.2.3.1 改性壳聚糖的表征 |
| 3.2.3.2 载药微囊的表征 |
| 3.2.3.3 载药微囊配方优化结果 |
| 3.2.3.4 载药微囊环境响应性缓释性能研究 |
| 3.2.3.5 载药微囊光稳定性研究 |
| 3.2.3.6 载药微囊对斑马鱼急性毒性研究 |
| 3.2.4 结论 |
| 3.3 协同增效锰基羧甲基壳聚糖水凝胶载药体系的设计与性能研究 |
| 3.3.1 实验材料 |
| 3.3.1.1 材料与试剂 |
| 3.3.1.2 仪器与设备 |
| 3.3.2 实验操作 |
| 3.3.2.1 金属基羧甲基壳聚糖水凝胶的制备 |
| 3.3.2.2 单因素实验设计 |
| 3.3.2.3 正交实验设计 |
| 3.3.2.4 金属基羧甲基壳聚糖水凝胶的表征 |
| 3.3.2.5 载药量与包封率测定 |
| 3.3.2.6 水凝胶溶胀性能测定 |
| 3.3.2.7 水凝胶释放性能测定 |
| 3.3.2.8 水凝胶生物活性测定 |
| 3.3.2.9 丙硫菌唑凝胶颗粒在小麦植株中的剂量分布规律 |
| 3.3.2.10 样品准备 |
| 3.3.3 结果与讨论 |
| 3.3.3.1 水凝胶的制备 |
| 3.3.3.2 金属基羧甲基壳聚糖水凝胶的表征 |
| 3.3.3.3 不同条件对水凝胶微球成型的影响 |
| 3.3.3.4 单因素实验设计结果分析 |
| 3.3.3.5 正交实验设计结果分析 |
| 3.3.3.6 水凝胶溶胀性能研究 |
| 3.3.3.7 水凝胶释放性能研究 |
| 3.3.3.8 水凝胶生物活性研究 |
| 3.3.3.9 丙硫菌唑在植物体内的剂量分布情况研究 |
| 3.3.3.10 水凝胶营养功能研究 |
| 3.3.4 结论 |
| 3.4 农药作为凝胶因子的壳聚糖基水凝胶载药体系的设计与性能研究 |
| 3.4.1 材料与方法 |
| 3.4.1.1 材料与试剂 |
| 3.4.1.2 仪器与设备 |
| 3.4.2 实验操作 |
| 3.4.2.1 水凝胶制备 |
| 3.4.2.2 水凝胶表征 |
| 3.4.2.3 不同性质水凝胶的设计 |
| 3.4.2.4 水凝胶载药稳定性测定 |
| 3.4.2.5 水凝胶溶胀性能测定 |
| 3.4.2.6 水凝胶生物活性测定 |
| 3.4.2.7 水凝胶土壤保水性测定 |
| 3.4.2.8 水凝胶土壤淋溶性能测定 |
| 3.4.2.9 水凝胶界面持流量测定 |
| 3.4.2.10 水凝胶的接触角测定 |
| 3.4.2.11 水凝胶弹跳性能测定 |
| 3.4.3 结果与讨论 |
| 3.4.3.1 水凝胶的表征 |
| 3.4.3.2 不同性质水凝胶的制备影响因素 |
| 3.4.3.3 水凝胶中有效成分的稳定性测定 |
| 3.4.3.4 水凝胶溶胀性能研究 |
| 3.4.3.5 水凝胶生物活性研究 |
| 3.4.3.6 水凝胶土壤保水性研究 |
| 3.4.3.7 水凝胶在土壤淋溶性能研究 |
| 3.4.3.8 水凝胶界面持流量研究 |
| 3.4.3.9 水凝胶的接触角研究 |
| 3.4.3.10 水凝胶弹跳性能测定 |
| 3.4.4 结论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 全文总结与展望 |
| 4.1 全文总结 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）典型手性氯代乙酰胺类除草剂在土壤中的选择性生态效应（论文提纲范文）
| 附件 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 手性农药 |
| 1.1.1 手性农药概况 |
| 1.1.2 手性农药在土壤中的选择性降解 |
| 1.1.3 手性农药的微生物选择性 |
| 1.2 典型氯代乙酰胺类除草剂 |
| 1.2.1 氯代乙酰胺类除草剂概况 |
| 1.2.2 乙草胺研究现状 |
| 1.2.3 精异丙甲草胺研究现状 |
| 1.3 试验研究目的、内容以及技术路线 |
| 1.3.1 试验研究目的 |
| 1.3.2 试验内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 乙草胺与精异丙甲草胺对映体的拆分与残留分析方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 供试试剂 |
| 2.1.2 供试仪器 |
| 2.1.3 供试土壤 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 乙草胺与精异丙甲草胺的拆分 |
| 2.2.2 乙草胺与精异丙甲草胺对映体残留分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 乙草胺与精异丙甲草胺对映体拆分结果 |
| 2.3.2 前处理条件优化 |
| 2.3.3 仪器条件优化 |
| 2.3.4 方法的线性范围、定量限与检测限 |
| 2.3.5 方法回收率与精密度 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 乙草胺与精异丙甲草胺的选择性降解 |
| 3.1 试验材料 |
| 3.1.1 供试试剂 |
| 3.1.2 供试仪器 |
| 3.1.3 供试土壤 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 乙草胺与精异丙甲草胺对映体土壤施药浓度与施药周期 |
| 3.2.2 土壤处理方法 |
| 3.2.3 乙草胺与精异丙甲草胺对映体在土壤中残留分析 |
| 3.2.4 统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 乙草胺对映体在重复处理土壤中的选择性降解 |
| 3.3.2 精异丙甲草胺对映体在重复处理土壤中选择性降解 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 乙草胺与精异丙甲草胺对映体重复处理土壤中微生物群落结构组成和降解基因变化 |
| 4.1 试验材料 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 土壤总DNA提取 |
| 4.2.2 土壤总DNA提取质量检测 |
| 4.2.3 土壤宏基因组测序 |
| 4.2.4 QIIME测序数据分析 |
| 4.2.5 统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 乙草胺与精异丙甲草胺重复处理土壤中微生物多样性变化 |
| 4.3.2 乙草胺与精异丙甲草胺重复处理土壤中微生物群落结构组成变化 |
| 4.3.3 乙草胺与精异丙甲草胺重复处理土壤中降解基因多样性与丰度变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 全文结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（3）糖基转移酶参与水稻中异丙隆和乙草胺解毒代谢机制的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词表 |
| 前言 |
| 第一章 文献综述 |
| 1 引言 |
| 2 异丙隆的简介 |
| 2.1 异丙隆的理化性质 |
| 2.2 异丙隆的作用机理及使用现状 |
| 2.3 异丙隆的生态毒理效应 |
| 2.4 异丙隆在环境中的降解转化 |
| 3 乙草胺的概况 |
| 3.1 乙草胺的理化性质 |
| 3.2 乙草胺的作用机理及使用现状 |
| 3.3 乙草胺的生态毒性效应 |
| 3.4 乙草胺环境中的降解转化 |
| 4 糖基转移酶简介 |
| 4.1 糖基转移酶的结构 |
| 4.2 植物中糖基转移酶及其作用机制 |
| 4.3 糖基转移酶对植物中污染物降解作用的研究 |
| 5 巴斯德毕赤酵母概况 |
| 5.1 毕赤酵母简介 |
| 5.2 毕赤酵母的甲醇利用途径 |
| 5.3 毕赤酵母的表达载体 |
| 5.4 毕赤酵母的异源表达在环境中的应用 |
| 第二章 水稻糖基转移酶在异丙隆诱导下的基因表达及生物信息学分析 |
| 1 材料 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试剂与仪器 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 植物培养和处理方法 |
| 2.2 水稻中糖基转移酶活力的测定 |
| 2.3 可溶性蛋白含量的测定 |
| 2.4 水稻中异丙隆积累量的分析 |
| 2.5 实时荧光定量PCR分析 |
| 2.6 水稻糖基转移酶基因进化树分析 |
| 2.7 与外源物解毒相关基因的顺式作用元件预测和染色体定位 |
| 2.8 数据处理与统计学分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 水稻中总糖基转移酶活力和异丙隆的积累量 |
| 3.2 水稻糖基转移酶差异表达基因的筛选与分析 |
| 3.3 RNA-Seq测序结果的验证 |
| 3.4 水稻糖基转移酶系统进化树分析 |
| 3.5 水稻糖基转移酶上游顺式元件的鉴定及染色体定位 |
| 4 本章小结 |
| 第三章 水稻糖基转移酶基因表达载体的构建和水稻各株系的鉴定 |
| 1 材料 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试剂与仪器 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 植物培养和处理方法 |
| 2.2 OsIRGT1基因和蛋白结构及同源基因和进化分析 |
| 2.3 糖基转移酶表达载体的构建和过表达水稻的获得 |
| 2.4 OsIRGT1亚细胞定位 |
| 2.5 水稻总DNA提取方法 |
| 2.6 OsIRGT1过表达水稻的筛选及鉴定 |
| 2.7 OsIRGT1突变体水稻的鉴定 |
| 2.8 OsIRGT1过表达及突变体水稻的表达量的测定 |
| 2.9 OsIRGT1基因表达谱的测定 |
| 2.10 水稻中糖基转移酶活力的分析 |
| 2.11 数据处理与统计学分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 OsIRGT1生物信息学分析 |
| 3.2 OsIRGT1亚细胞定位 |
| 3.3 OsIRGT1表达载体构建和过表达水稻的获得 |
| 3.4 过表达水稻纯合子的筛选及鉴定 |
| 3.5 OsIRGT1基因在过表达及突变体水稻中的表达量 |
| 3.6 异丙隆和乙草胺对水稻OsIRGT1表达水平的影响 |
| 3.7 OsIRGT1过表达及突变体水稻中的糖基转移酶活力 |
| 4 本章小结 |
| 第四章 水稻OsIRGT1基因参与水稻体内异丙隆的降解和解毒的研究 |
| 1 材料 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试剂与仪器 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 植物培养和处理方法 |
| 2.2 生物量的测定 |
| 2.3 叶绿素含量的测定 |
| 2.4 电解质渗透率的测定 |
| 2.5 丙二醛含量的测定 |
| 2.6 水稻组织中异丙隆积累量的测定 |
| 2.7 水稻培养介质中异丙隆残留量的测定 |
| 2.8 水稻中异丙隆降解产物的提取 |
| 2.9 液质联用检测 |
| 2.10 数据处理及分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 异丙隆对过表达及突变体水稻生长的影响 |
| 3.2 异丙隆在各水稻株系中的积累量及培养介质中的残留量 |
| 3.3 水稻体内异丙隆降解产物及结合物的鉴定 |
| 3.4 水稻体内异丙隆降解途径推测 |
| 3.5 水稻体内异丙隆降解产物及结合物的相对定量 |
| 4 本章小结 |
| 第五章 水稻幼苗对乙草胺的毒性反应 |
| 1 材料 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试剂与仪器 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 植物培养和处理方法 |
| 2.2 伸长量和干重的测定 |
| 2.3 叶绿素含量的测定 |
| 2.4 丙二醛含量的测定 |
| 2.5 水稻糖基转移酶活力的测定 |
| 2.6 水稻体内乙草胺积累量的测定 |
| 2.7 数据处理及分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 乙草胺对水稻生物量的影响 |
| 3.2 乙草胺对水稻体内丙二醛含量的影响 |
| 3.3 乙草胺对水稻糖基转移酶活力的影响 |
| 3.4 乙草胺在水稻体内的积累量 |
| 4 本章小结 |
| 第六章 水稻OsIRGT1基因参与水稻体内乙草胺的降解与解毒的研究 |
| 1 材料 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试剂与仪器 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 植物培养和处理方法 |
| 2.2 生物量的测定 |
| 2.3 叶绿素含量的测定 |
| 2.4 电解质渗透率的测定 |
| 2.5 丙二醛含量的测定 |
| 2.6 水稻中乙草胺积累量及培养介质中的残留量测定 |
| 2.7 乙草胺降解产物的提取 |
| 2.8 液质联用检测 |
| 2.9 数据处理及分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 乙草胺对过表达及突变体水稻生理指标的影响 |
| 3.2 乙草胺在过表达及突变体水稻中的积累量及培养介质中的残留量 |
| 3.3 水稻体内乙草胺降解产物及结合物的鉴定 |
| 3.4 水稻体内乙草胺代谢途径的推测 |
| 3.5 水稻体内乙草胺降解产物及结合物的相对定量 |
| 4 本章小结 |
| 第七章 水稻OsIRGT1真核表达载体的构建和其在毕赤酵母中的表达 |
| 1 材料 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试剂与仪器 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 培养基的制备方法 |
| 2.2 酵母感受态细胞的制备方法 |
| 2.3 pEASY-blunt-OsIRGT1克隆载体的构建 |
| 2.4 pPICZα-OsIRGT1表达载体的构建 |
| 2.5 重组毕赤酵母的获得 |
| 2.6 重组毕赤酵母的诱导表达及对异丙隆和乙草胺的抗性 |
| 2.7 重组毕赤酵母对异丙隆和乙草胺的降解 |
| 2.8 数据处理及分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 目的基因的分离 |
| 3.2 阳性克隆载体的筛选和鉴定 |
| 3.3 质粒的提取与酶切鉴定 |
| 3.4 重组表达载体的鉴定 |
| 3.5 重组酵母菌株X-33的筛选和鉴定 |
| 3.6 重组酵母对异丙隆和乙草胺的抗性 |
| 3.7 重组酵母对异丙隆和乙草胺的降解 |
| 4 本章小结 |
| 全文总结 |
| 创新点 |
| 不足之处 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士期间发表的论文 |
| 致谢 |
（4）乙草胺在玉米生态系统中沉积及其与药效关系（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 乙草胺概述 |
| 1.2 乙草胺应用及环境行为特点 |
| 1.3 影响农药降解因素 |
| 1.4 乙草胺对土壤健康的影响 |
| 1.5 研究的目的、内容以及技术路线 |
| 第二章 乙草胺在玉米种植体系上沉积量与药效的关系 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.3 小结与讨论 |
| 第三章 环境因素对不同土壤类型中乙草胺降解的影响 |
| 3.1 供试材料 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.4 小结与讨论 |
| 第四章 乙草胺对玉米中土壤微生物和酶活性的影响 |
| 4.1 供试材料 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.4 小结与讨论 |
| 第五章 全文结论 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
（5）人工湿地中酰胺类农药降解的植物作用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 酰胺类农药概述 |
| 1.1.1 酰胺类农药的物化特点 |
| 1.1.2 酰胺类农药的环境危害 |
| 1.2 酰胺类农药降解技术的研究进展 |
| 1.3 人工湿地去除农药的研究进展 |
| 1.3.1 人工湿地分类及组成 |
| 1.3.2 人工湿地植物的作用 |
| 1.3.3 人工湿地在有机农药污染控制中的应用 |
| 1.4 研究目的、意义及内容 |
| 1.4.1 研究的目的及意义 |
| 1.4.2 研究的内容及技术路线 |
| 2 实验材料与研究方法 |
| 2.1植物批次实验 |
| 2.2 人工湿地实验的构建与运行 |
| 2.3 异丙甲草胺分析 |
| 2.4 植物特性分析 |
| 2.5 水质化学分析 |
| 3 样品前处理与异丙甲草胺检测方法优化 |
| 3.1 样品预处理方法的优化 |
| 3.1.1 液体样品的预处理 |
| 3.1.2 固体样品的预处理 |
| 3.2 异丙甲草胺检测方法的优化 |
| 3.2.1 高量程检测方法 |
| 3.2.2 低量程检测方法 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 湿地植物与酰胺类农药的互作效应分析 |
| 4.1 酰胺类农药的降解 |
| 4.1.1 反应体系中环境因子的变化规律 |
| 4.1.2 反应体系中污染物含量的变化规律 |
| 4.1.3 植物对酰胺类农药的降解动力学特性 |
| 4.2 酰胺类农药对植物特性的影响 |
| 4.2.1 植物叶绿素荧光特性 |
| 4.2.2 植物生长特性 |
| 4.2.3 植物酶活性 |
| 4.3 植物对酰胺类农药降解的影响因素分析 |
| 4.3.1 影响植物与酰胺类农药相互作用的关键环境因素 |
| 4.3.2 植物与酰胺类农药间的动态响应解析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 植物对人工湿地降解酰胺类农药的影响 |
| 5.1 人工湿地的水质净化规律 |
| 5.1.1 人工湿地对污染物的去除效果 |
| 5.1.2 污染物在人工湿地空间内的迁移规律 |
| 5.2 人工湿地对酰胺类农药的动态降解 |
| 5.2.1 人工湿地对酰胺类农药的降解效果 |
| 5.2.2 酰胺类农药在人工湿地空间内的迁移规律 |
| 5.2.3 人工湿地各组成在酰胺类农药降解中的作用 |
| 5.3 人工湿地对酰胺类农药降解的强化机制 |
| 5.3.1 影响酰胺类农药降解的环境因素分析 |
| 5.3.2 基于酰胺类农药强化降解的优化调控 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 硕士学习期间获得的科技成果 |
（6）环境条件对烟田土壤中乙草胺降解的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 主要仪器与药剂 |
| 1.2 供试土壤 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.3.1 土壤微生物对乙草胺降解的影响 |
| 1.3.2 不同土壤类型对乙草胺降解的影响 |
| 1.3.3 土壤含水量对乙草胺降解的影响 |
| 1.3.4 土壤样品中乙草胺残留量分析测定 |
| 1.3.5 检测方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 方法的灵敏度、准确度和精密度 |
| 2.2 土壤微生物对乙草胺降解的影响 |
| 2.3 不同类型土壤对乙草胺降解的影响 |
| 2.4 土壤含水量对乙草胺降解的影响 |
| 3 结论与讨论 |
（7）乙草胺在烟区土壤中的降解动态及其微生物降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 乙草胺的性质 |
| 1.1.1 理化性质 |
| 1.1.2 毒性作用 |
| 1.2 乙草胺的应用 |
| 1.3 乙草胺的环境行为 |
| 1.3.1 乙草胺残留分析技术研究进展 |
| 1.3.2 乙草胺在环境中的迁移 |
| 1.3.3 乙草胺在环境中的水解和光解 |
| 1.3.4 乙草胺在环境中的微生物降解 |
| 1.4 农药的降解研究进展 |
| 1.4.1 农药的生物降解 |
| 1.4.2 农药的非生物降解 |
| 1.5 选题意义及研究的主要内容 |
| 1.5.1 选题意义 |
| 1.5.2 研究的主要内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.1.1 农药与试剂 |
| 2.1.2 供试材料 |
| 2.2 实验使用的主要仪器及设备 |
| 2.3 实验方案 |
| 2.3.1 乙草胺在不同烟区土壤中的降解动力学 |
| 2.3.2 乙草胺残留分析方法 |
| 2.3.3 乙草胺降解菌的筛选分离 |
| 2.3.4 乙草胺降解菌的鉴定 |
| 2.3.5 乙草胺降解菌的降解特性研究 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 标准曲线的绘制 |
| 3.2 添加回收试验结果及可行性分析 |
| 3.3 乙草胺在不同土壤中的降解动态 |
| 3.3.1 土壤类型对乙草胺降解的影响 |
| 3.3.2 土壤微生物对乙草胺降解的影响 |
| 3.3.3 土壤含水量对乙草胺降解的影响 |
| 3.4 降解菌的筛选与鉴定 |
| 3.4.1 降解菌株的筛选 |
| 3.4.2 降解菌株的鉴定 |
| 3.5 降解菌的降解特性 |
| 3.5.1 菌株PR-2对乙草胺的降解 |
| 3.5.2 温度对菌株生长和降解率的影响 |
| 3.5.3 pH值对菌株生长和降解率的影响 |
| 3.5.4 初始质量分数对菌株生长和降解率的影响 |
| 3.5.5 外加碳源对菌株生长和降解率的影响 |
| 3.5.6 接菌量对菌株生长和降解率的影响 |
| 4 结论与讨论 |
| 4.1 结论 |
| 4.1.1 建立乙草胺在土壤和水体中的残留分析方法 |
| 4.1.2 初步探明乙草胺在两类烟区土壤中的降解动力学过程 |
| 4.1.3 筛选分离出乙草胺高效降解菌株PR-2 |
| 4.1.4 明确降解菌PR-2的降解特性 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 乙草胺在土壤和水体中的残留分析方法 |
| 4.2.2 探讨乙草胺在两类烟区土壤中的降解动力学过程 |
| 4.2.3 筛选分离乙草胺高效降解菌 |
| 4.2.4 明确乙草胺高效降解菌的生长特性和降解特性 |
| 4.3 本论文的创新之处 |
| 4.4 有待进一步研究的工作 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）四种除草剂对蚯蚓生理生态的影响及其降解特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语 |
| 第一章 前言 |
| 1 问题的提出 |
| 2 国内外研究进展动态 |
| 2.1 农药概况及环境影响 |
| 2.1.1 农药的重要性 |
| 2.1.2 农药的类型和功能 |
| 2.1.3 农药使用概况及其生态后果 |
| 2.2 农药的生态毒理效应研究 |
| 2.2.1 农药污染对环境因子的影响 |
| 2.2.2 农药污染对土壤酶的影响 |
| 2.2.3 农药污染对生物的影响 |
| 2.2.4 农药污染对人类的影响 |
| 2.2.5 农药生态毒理研究的重点领域 |
| 2.3 农药在土壤中降解及修复方法 |
| 2.3.1 土壤中农药的自然降解机制 |
| 2.3.2 土壤中农药残留的修复 |
| 2.4 蚯蚓与农药污染及农药降解动态研究 |
| 2.4.1 农药对蚯蚓的影响 |
| 2.4.2 蚯蚓在农药污染环境修复中的作用特点 |
| 2.5 尚需解决的问题 |
| 3 研究思路与技术路线 |
| 3.1 研究思路 |
| 3.2 技术路线 |
| 第二章 单一和复合污染条件下四种除草剂对蚯蚓的生理生态影响 |
| 1 实验材料及实验方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.1.1 供试动物 |
| 1.1.2 供试农药 |
| 1.1.3 供试土壤 |
| 1.1.4 污染物浓度实验设计 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 蚯蚓鲜重的测定 |
| 1.2.2 抗氧化酶系酶活性的测定 |
| 1.2.3 热激蛋白的测定 |
| 1.3 数据分析方法 |
| 1.3.1 数量性状和生理生态指标的数据分析方法 |
| 1.3.2 热激蛋白的分析方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 除草剂单一和混合处理对蚯蚓鲜重的影响 |
| 2.1.1 阿特拉津对蚯蚓鲜重的影响 |
| 2.1.2 绿麦隆对蚯蚓鲜重的影响 |
| 2.1.3 阿特拉津与绿麦隆混合对蚯蚓鲜重的影响 |
| 2.1.4 乙草胺对蚯蚓鲜重的影响 |
| 2.1.5 丁草胺对蚯蚓鲜重的影响 |
| 2.2 除草剂单一和混合处理对蚯蚓SOD活性的影响 |
| 2.2.1 阿特拉津对蚯蚂SOD活性的影响 |
| 2.2.2 绿麦隆对蚯蚓SOD活性的影响 |
| 2.2.3 阿特拉津与绿麦隆混合对蚯蚓SOD活性的影响 |
| 2.2.4 乙草胺对蚯蚓SOD活性的影响 |
| 2.2.5 丁草胺对蚯蚓SOD活性的影响 |
| 2.3 阿特拉津与绿麦隆对蚯蚓CAT活性的影响 |
| 2.3.1 阿特拉津对蚯蚓CAT活性的影响 |
| 2.3.2 绿麦隆对蚯蚓CAT活性的影响 |
| 2.3.3 阿特拉津与绿麦隆混合对蚯蚓CAT活性的影响 |
| 2.3.4 乙草胺对蚯蚓CAT活性的影响 |
| 2.3.5 丁草胺对蚯蚓CAT活性的影响 |
| 2.4 应激蛋白的影响研究 |
| 2.4.1 四种除草剂对蚯蚓组织HSP27的诱导表达 |
| 2.4.2 四种除草剂对蚯蚓组织HSP40的诱导表达 |
| 3 讨论 |
| 3.1 蚯蚓体重变化 |
| 3.2 蚯蚓抗氧化酶活性变化 |
| 3.2.1 浓度-效应关系 |
| 3.2.2 时间-效应关系 |
| 3.2.3 应激反应与毒害作用 |
| 3.2.4 单一和复合条件下的毒性比较 |
| 3.2.5 SOD和CAT的指示性 |
| 3.3 蚯蚓应激蛋白HSP27和HSP40的表达 |
| 3.3.1 剂量—效应关系 |
| 3.3.2 时间—效应关系 |
| 3.4 小结 |
| 第三章 单一污染条件下四种除草剂对土壤脲酶活性的影响 |
| 1 测定方法和材料 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 数据分析方法 |
| 2. 结果与分析 |
| 2.1 乙草胺对土壤脲酶活性的影响与分析 |
| 2.2 阿特拉津对土壤脲酶活性的影响与分析 |
| 2.3 绿麦隆对土壤脲酶活性的影响与分析 |
| 2.4 丁草胺对土壤脲酶活性的影响与分析 |
| 3 讨论 |
| 3.1 除草剂种类对土壤脲酶活性的影响 |
| 3.2 除草剂处理浓度对土壤脲酶活性的影响 |
| 4 小结 |
| 第四章 四种除草剂在有无蚯蚓土壤中的降解动态研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料及实验方法 |
| 1.1.1 供试动物 |
| 1.1.2 供试农药 |
| 1.1.3 供试土壤 |
| 1.1.4 污染物浓度实验设计 |
| 1.1.5 仪器和试剂 |
| 1.1.6 采样频率 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 土样中乙草胺和丁草胺含量的测量 |
| 1.2.2 土样中阿特拉津和绿麦隆含量的测量 |
| 1.3 数据分析方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 土壤样品中除草剂的定量方法 |
| 2.2 土壤样品中供试农药的回收率 |
| 2.3 除草剂色谱图 |
| 2.4 未接种蚯蚓时,除草剂的降解动力学特性 |
| 2.4.1 阿特拉津在土壤中的降解动力学特性 |
| 2.4.2 绿麦隆在土壤中的降解动力学特性 |
| 2.4.3 乙草胺在土壤中的降解动力学特性 |
| 2.4.4 丁草胺在土壤中的降解动力学特性 |
| 2.5 接种蚯蚓时,除草剂的降解动力学特性 |
| 2.5.1 阿特拉津在接种蚯蚓的土壤中降解动力学特性 |
| 2.5.2 绿麦隆在接种蚯蚓的土壤中降解动力学特性 |
| 2.5.3 乙草胺在接种蚯蚓的土壤中降解动力学特性 |
| 2.5.4 丁草胺在接种蚯蚓的土壤中降解动力学特性 |
| 2.6 蚯蚓对四种除草剂消解的影响 |
| 2.7 四种除草剂消解动态的差异性分析 |
| 3 讨论 |
| 3.1 除草剂种类对其降解及消解动态的影响 |
| 3.2 处理浓度对四种除草剂降解及消解动态的影响 |
| 3.3 蚯蚓对农药降解的影响 |
| 第五章 小结与展望 |
| 1 小结 |
| 2 展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的论文和参与编写论着 |
| 致谢 |
（9）土壤环境因子对毒死蜱两种剂型持效性的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试土壤 |
| 1.2 供试生物 |
| 1.3 主要原料及仪器设备 |
| 1.4 试验方法 |
| 1.4.1 药剂制备 |
| 1.4.1.1 毒死蜱微囊悬浮剂的制备 |
| 1.4.1.2 毒死蜱乳油的制备 |
| 1.4.2 土壤环境因子对毒死蜱微囊悬浮剂及乳油防治暗黑鳃金龟幼虫持效性的影响 |
| 1.4.2.1 土壤含水量的影响 |
| 1.4.2.2 土壤温度的影响 |
| 1.4.2.3 土壤中泥炭含量的影响 |
| 1.4.3 生物测定方法 |
| 1.5 统计分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 土壤含水量对毒死蜱微囊悬浮剂及乳油持效性的影响 |
| 2.2 土壤温度对毒死蜱微囊悬浮剂及乳油持效性的影响 |
| 2.3 土壤中泥炭添加量对毒死蜱微囊悬浮剂及乳油持效性的影响 |
| 3 结论 |
（10）黄腐酸对乙草胺水中降解及持效期的影响（论文提纲范文）
| 1.引言 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 乙草胺生物活性测定玉米根长法的建立 |
| 2.2.2黄腐酸对乙草胺活性的影响 |
| 2.2.3 黄腐酸对乙草胺在水中降解及持效期的影响 |
| 2.2.4 乙草胺水中含量的测定 |
| 2.2.5 数据处理 |
| 3.结果与分析 |
| 3.1 乙草胺玉米根长法的的建立 |
| 3.2 添加活性物质对乙草胺在水中持效性的影响 |
| 3.2 黄腐酸对乙草胺在水中降解的影响 |
| 3.4添加黄腐酸后乙草胺在水中持效期和半衰期的关系 |
| 3 结论与讨论 |
四、微生物及环境因子对土壤中乙草胺持效性的影响（论文参考文献）
- [1]多功能农药载药体系设计与调控释放性能研究[D]. 许春丽. 中国农业科学院, 2021(01)
- [2]典型手性氯代乙酰胺类除草剂在土壤中的选择性生态效应[D]. 张晓莲. 中国农业科学院, 2020(01)
- [3]糖基转移酶参与水稻中异丙隆和乙草胺解毒代谢机制的研究[D]. 苏湘宁. 南京农业大学, 2019
- [4]乙草胺在玉米生态系统中沉积及其与药效关系[D]. 霍云雷. 吉林农业大学, 2019(03)
- [5]人工湿地中酰胺类农药降解的植物作用机制[D]. 赵梦云. 西安建筑科技大学, 2019(06)
- [6]环境条件对烟田土壤中乙草胺降解的影响[J]. 冯玉洁,田海,韦典,谭辉华,李雪生,曾东强. 农药, 2013(04)
- [7]乙草胺在烟区土壤中的降解动态及其微生物降解研究[D]. 田海. 广西大学, 2012(03)
- [8]四种除草剂对蚯蚓生理生态的影响及其降解特征[D]. 刘嫦娥. 云南大学, 2012(08)
- [9]土壤环境因子对毒死蜱两种剂型持效性的影响[J]. 季静,李杨,高志山,刘峰. 农药学学报, 2011(04)
- [10]黄腐酸对乙草胺水中降解及持效期的影响[A]. 韩玉军,陶波. Proceedings of 2011 International Conference on Biomedicine and Engineering （ISBE 2011 V2）, 2011