一、Hydrolysis kinetics of atrazine and influence factors（论文文献综述）
黄河[1]（2021）在《生物质炭对阿特拉津在土壤中消解的影响及生物化学机制》文中研究指明阿特拉津（Atrazine,AT）是一种常见的除草剂,具有毒性较强、半衰期长、易迁移等特性。生物质炭（Biochar,BC）具有吸附能力强、性质稳定等优点,常用于修复污染土壤。目前多数的研究表明BC对土壤中AT有较好的吸附和持留效果,能有效降低土壤中AT的迁移风险。AT在土壤的环境风险不但包括迁移风险,还包括残留风险,AT的残留风险取决于其消解行为。但土壤结构的复杂性造成了目前研究关于BC对土壤AT消解影响的不确定性,关于BC对AT在土壤不同粒径组分上的分布和消解行为的研究更是鲜有报道。因此,本论文以BC对土壤AT消解的影响为切入点,构建灭菌和未灭菌体系,考虑土壤颗粒组分的影响,探究BC对土壤及其各粒径组分（砂粒、粉粒和黏粒）AT分布和消解的影响。接着考察了BC对土壤及各粒径组分对AT吸附的影响,探讨吸附行为与AT消解之间的关系,揭示BC影响土壤AT消解的物理化学机制;进一步研究了BC对AT污染土壤及各粒径组分微生物活性、多样性和群落结构的影响,探究土壤及各粒径组分微生物与AT消解之间的关系,揭示BC影响土壤AT消解的微生物学机制。研究结果将为应用BC修复AT污染土壤,控制其环境风险提供更全面的信息,对农业生产和有机污染物的防控具有重要意义。本论文主要的研究结果如下所示:（1）BC对AT在土壤及各粒径组分分布的影响。BC对灭菌和未灭菌土壤不同粒径组分的质量占比没有显着的影响;但添加BC提高了不同粒径组分中不可脱附态AT的含量;在未灭菌土壤中,培养开始时（21d）,添加100目BC没有改变不可脱附态AT在不同粒径组分中的分布,不可脱附态AT主要分布于砂粒中;但是添加200目BC使不可脱附态AT主要分布于粉粒,与不添加BC的处理相比,添加200目甘蔗叶生物质炭和蚕沙生物质炭处理粉粒中不可脱附态AT分别占不可脱附态AT总量的47.69%和47.74%。（2）BC对AT在土壤消解的影响。无论灭菌还是未灭菌条件下,添加BC均延缓了土壤中AT的消解,但是灭菌与未灭菌土壤AT的消解途径和BC对其的影响明显不同,未灭菌土壤AT的消解量显着高于灭菌土壤,说明未灭菌条件下微生物降解是土壤AT消解的主要途径,灭菌条件下化学消解则是主要的途径。在未灭菌土壤中,与不添加BC的处理相比,从21～63 d添加蚕沙生物质炭和甘蔗叶生物质炭土壤AT总消解率分别降低了2.53%～2.85%和5.10%～8.00%;但土壤以及砂粒、粉粒和黏粒中不可脱附态AT的消解则有所增加,其中添加生物质炭土壤以及砂粒、粉粒和黏粒不可脱附态AT的消解量分别比不添加BC的处理提高了0.69～3.55、1.23～3.17、0.59～2.55和0.25～1.87 mg·kg-1。在灭菌土壤中,BC抑制了可脱附态AT的消解,而不可脱附态AT的残留量则有所增加,其中对黏粒中不可脱附态AT含量的增加最为明显。（3）BC影响土壤AT消解的物理化学机制。通过等温吸附实验可知Freundlich模型能够较好拟合土壤及各粒径组分对AT的吸附行为。BC提高了土壤及各粒径组分对AT的吸附能力,其中甘蔗叶生物质炭的提高作用强于蚕沙生物质炭,且BC的粒径越小对土壤吸附能力的提高效果越明显。相关性分析结果显示,可脱附态AT的化学消解量与土壤总有机碳（Total organic carbon,TOC）含量和吸附能力之间呈现显着负相关,表明BC通过提高土壤的吸附能力,促进可脱附态AT向不可脱附态AT转化,进而抑制了土壤可脱附态AT的化学消解。此外,在灭菌条件下,BC提高了土壤各粒径组分的吸附能力,从而使土壤各粒径组分不可脱附态AT的残留量增加。可见,BC通过提高土壤TOC含量、增强土壤及其各粒径组分对AT的吸附能力,促使AT在土壤转化、在各粒径组分中再分配,从而延缓土壤中AT消解是BC影响AT消解的主要物理化学机制。（4）BC对AT污染土壤微生物的影响。低浓度AT降低了土壤微生物量碳含量、脱氢酶、过氧化氢酶和脲酶的活性,但一定程度上提高了微生物碳源利用多样性和真菌多样性,AT浓度越高对土壤细菌多样性的抑制作用越强。添加BC提高了AT污染土壤微生物活性、碳源利用多样性以及细菌多样性。其中BC对土壤黏粒细菌多样性的提高效果最为显着。添加BC提高了浓度为5 mg·kg-1的AT污染土壤中细菌Proteobacteria、Actinobacteriota和Firmicutes的相对丰度,但降低了Bacteroidetes的相对丰度。在浓度为50mg·kg-1的AT污染土壤中,添加BC提高了Actinobacteriota的相对丰度,但降低了Firmicutes的相对丰度。对于土壤各粒径组分来说,添加BC提高了土壤黏粒Firmicutes的相对丰度。（5）BC影响土壤AT消解的微生物学机制。BC-微生物-AT消解相关分析结果表明,高浓度(50 mg·kg-1)和低浓度(5 mg·kg-1)AT污染条件下,AT消解过程中起关键作用的微生物存在明显差别。低浓度AT污染土壤中,Bacteroidetes的相对丰度与土壤AT消解量呈正相关。添加BC降低了土壤Bacteroidetes的相对丰度,延缓了AT的消解,因此,低浓度AT条件下,Bacteroidetes是参与AT降解的功能细菌。在高浓度AT的胁迫下,Firmicutes的相对丰度与土壤AT消解量呈正相关,且与不同粒径组分中不可脱附态AT消解量呈正相关;添加BC降低了高浓度AT污染土壤Firmicutes的相对丰度,抑制土壤AT的消解,但提高了不同粒径组分中Firmicutes的相对丰度,促进了不可脱附态AT的消解,但是由于可脱附态AT的消解速率显着大于不可脱附态,整体上看BC延缓了土壤AT的消解,可见,高浓度AT胁迫下,Firmicutes是参与AT降解的功能细菌。因此,BC通过降低了Bacteroidetes和Firmicutes等功能细菌的相对丰度从而抑制土壤微生物对AT的降解是BC延缓土壤中AT消解的主要微生物学机制。综上所述,BC通过提高土壤的吸附能力,促使AT在土壤转化、在各粒径组分中再分配,降低土壤参与AT降解的功能细菌丰度,从而延缓了AT的生物化学消解,但也降低了AT的淋溶迁移风险。本研究100目甘蔗叶生物质炭对土壤吸附AT能力提高效果较好,且AT残留量较少,根据不同土壤的理化特性,选用适当粒径BC,调控BC在各粒径组分中的分布比例,不仅能有效降低土壤AT迁移风险,而且其残留风险也能得到有效控制。
马艺倩[2]（2021）在《特丁津在土壤中的吸附特性研究》文中研究说明特丁津属于三嗪类除草剂,主要应用于玉米田防治阔叶杂草和禾本科杂草。由于特丁津的杀草谱广,对玉米安全,应用时期灵活,现已成为玉米田引人关注的重要除草剂品种。目前,国内外对其它三嗪类除草剂（如:阿特拉津、扑草净等）的吸附-解吸行为研究较多,对特丁津在土壤中的吸附-解吸行为的研究较少,所以系统研究特丁津在土壤中的吸附-解吸行为,对于预测其对环境存在的潜在风险具有十分重要的指导意义,并可为其在玉米田的合理使用提供科学依据。本试验采用批量平衡法研究了特丁津在10种不同理化性质的土壤中的吸附-解吸特性,以及温度、p H值和添加生物炭对特丁津在黑土B002中的吸附-解吸行为的影响,研究结果如下:（1）采用批量平衡法研究了特丁津在6种不同类型土壤中的吸附-解吸行为,并运用数学模型进行了分析。研究结果表明:特丁津在土壤中的吸附行为是一个自发的物理吸附过程,且符合Freundlich模型。6种不同类型土壤对特丁津的吸附能力顺序为:暗棕壤>沼泽土>水稻土>黑土>草甸土>褐土,且特丁津在草甸土和褐土中难吸附。特丁津在不同土壤中的吸附均呈非线性吸附,且吸附等温线为L型,这表明低浓度时,特丁津与土壤的亲和力更强,更易被吸附,浓度增加,亲和力逐渐下降,吸附性减弱。特丁津在土壤中的解吸行为也符合Freundlich模型。特丁津在6种不同类型土壤中解吸能力顺序为:暗棕壤<沼泽土<水稻土<黑土<草甸土<褐土。通过计算滞后系数（HI）得出:褐土、黑土、水稻土、草甸土和暗棕壤的滞后系数（HI）在0.7～1.0之间,即特丁津在这5种土壤中无解吸滞后现象;沼泽土的滞后系数（HI）大于1.0,即特丁津在沼泽土中存在解吸负滞后现象,易解吸出来。（2）采用批量平衡法研究了特丁津在4种不同理化性质的黑土中的吸附-解吸行为,并运用数学模型进行了分析。研究结果表明:特丁津在黑土中的吸附行为是一个自发的物理吸附过程,且符合Freundlich模型。4种不同理化性质的黑土对特丁津的吸附能力顺序为:H004>H016>F008>G012,与有机质大小相符。特丁津在4种不同理化性质的黑土中解吸能力顺序为:H004<H016<F008<G012,与有机质大小相反。4种土壤的滞后系数（HI）均大于1.0,表示特丁津在这4种土壤中存在解吸负滞后现象,即特丁津容易从这几种土壤中解吸出来。特丁津在4种土壤中的吸附-解吸能力与土壤的有机质含量密切相关,有机质含量越高,吸附能力越强,解吸能力越弱。（3）采用有机碳吸附模型对特丁津在土壤中的移动性进行了分类。特丁津在褐土中的有机碳吸附系数KOC为923,表示特丁津在褐土中具有低移动性。特丁津在其余9种土壤中的有机碳吸附系数KOC值均介于150～500之间,这表示特丁津在这9种土壤中具有中等移动性。（4）本试验对Freundlich模型吸附常数Kf值与土壤各个理化性质建立了回归分析方程,对其相关性进行了分析,结果表明:土壤有机质、p H值、黏粒含量对特丁津在土壤中的吸附行为存在一定影响,其中有机质含量占主导因素,但单个因素与Kf值的相关性并不显着,有机质、p H值和黏粒的综合作用与Kf值的相关性最强。因此,有机质、p H值和黏粒是综合影响特丁津在土壤中的吸附行为的主要因素。（5）采用批量平衡法研究了不同因素对特丁津在黑土B002中吸附-解吸行为的影响,并运用数学模型进行了分析。研究结果表明:特丁津在土壤B002中的吸附过程为自发的吸热反应,伴随着熵的增加,且温度越高,吸附能力越强,解吸能力越弱。特丁津在土壤B002中的吸附-解吸行为与p H值有关,p H值越大,土壤对特丁津的吸附量越小,解吸率越大。添加生物炭会影响该吸附-解吸行为,随着生物炭添加量的增多,土壤对特丁津的吸附增强,解吸能力减弱。
陈佳宁[3]（2020）在《外源Zn2+强化Arthrobacter sp. DNS10降解阿特拉津的作用效果与机制》文中指出阿特拉津作为一种效率高、成本低的除草剂在全世界使用非常广泛。然而,阿特拉津在实现杂草控制的同时,也因其具有生物毒性、残留期长的特性对生态环境及生物健康造成严重影响。微生物降解是当前公认的高效、绿色的阿特拉津消减技术,如何进一步提升阿特拉津微生物降解效果值得深入关注。本研究将前期试验筛选获得的一株阿特拉津高效降解菌Arthrobacter sp.DNS10为供试菌株,重点考察外源Zn2+强化菌株DNS10降解阿特拉津的效果与相关机制,主要得到如下研究结果:（1）研究了外源Zn2+对菌株DNS10降解阿特拉津能力与基因表达的影响。与未添加外源Zn2+的处理相比,0.05 m M和1.0 m M的外源Zn2+添加可以使促进菌株DNS10的生长,其中0.05 m M的Zn2+比1.0 m M的Zn2+对菌株DNS10的生长促进作用更明显。同样随着培养时间从32 h增加到56 h,0.05 m M和1.0 m M外源Zn2+培养菌株DNS10对阿特拉津的去除率明显高于无外源Zn2+添加处理。在培养48 h,添加0.05 m M Zn2+处理中菌株DNS10对阿特拉津的去除率为94.42±2.03%,1.0 m M Zn2+处理阿特拉津的去除率为86.02±1.49%,在不添加外源Zn2+的处理,阿特拉津去除率仅为66.43±3.59%。研究发现,外源Zn2+的添加可以增加菌株DNS10阿特拉津氯水解基因（trz N）的表达,其中在整个培养阶段的第48 h,0.05 m M和1.0 m M外源Zn2+添加处理中菌株DNS10 trz N基因表达量分别是不加Zn2+处理中菌株该基因表达量的1.91±0.03和1.11±0.05倍。（2）研究了外源Zn2+对菌株细胞膜特性与跨膜转运的影响。研究表明:与未添加外源Zn2+的处理相比,0.05 m M Zn2+处理DNS10菌体表面呈现突起状,菌体表面的粗糙度也随之增加,说明外源Zn2+增加了细胞表面与阿特拉津接触的吸附位点和接触面积。不加Zn2+处理菌株DNS10的zeta电位为-10.83±0.70 mv,而0.05 m M Zn2+添加处理菌株DNS10的zeta电位为-13.23±0.76 mv,说明外源Zn2+处理能够使菌株DNS10表现出更强的负电性。此外,流式细胞分析结果表明:0.05 m M Zn2+显着地增加了菌株DNS10的膜通透性;通过对阿特拉津在胞内的积累量进行测定,发现添加低浓度Zn2+（0.05 m M）处理中的菌株DNS10细胞内积累的阿特拉津浓度为0.0093 mg·g-1（48 h）,是不加Zn2+处理的的2.21倍。而高浓度（1.0 m M）Zn2+对菌株DNS10膜通透性以及阿特拉津积累的调节作用相对较小。外源Zn2+的添加同样可提升菌株DNS10 ATP酶的活性,其中在第32 h菌株的ATP酶最高,0.05 m M Zn2+添加处理菌株的ATP酶的活性较未添加Zn2+处理相比提升了11.34倍。（3）胞外聚合物（EPS）作为一种大分子有机物存在于降解菌的表面,其复杂的成分与基团,对阿特拉津的表面吸附有很重要的作用。因此研究了不加Zn2+和0.05 m M外源Zn2+存在条件下菌株DNS10产生的EPS的组成成分以及结合阿特拉津特性的影响与相关机制。结果表明:菌株DNS10产生的胞外聚合物主要由多糖、蛋白质以及少量腐殖酸构成,其含量分别为598.84±3.95、90.87±5.24和12.42±1.90 mg·g-1,添加0.05 m M Zn2+处理提取的EPS主要成分发生改变,主要促进了EPS中类蛋白质和类腐殖酸的含量,分别为139.20±3.91和48.46±2.62 mg·g-1。三维荧光光谱扫描发现,0.05 m M外源Zn2+存在条件下菌株DNS10产生的EPS中类腐殖酸的荧光强度显着增强。EPS与阿特拉津结合后,其中所包含的类蛋白质物质的荧光强度发生明显淬灭,类腐殖酸被完全淬灭,说明EPS中的蛋白质和腐殖酸在与阿特拉津结合过程中起重要的作用。两种EPS与阿特拉津结合后,EPS中蛋白质与多糖的羟基、羧基和羰基以及腐殖酸中的苯环等官能团发生不同程度的偏移,说明EPS中的蛋白质、多糖和腐殖酸在吸附阿特拉津的过程中密不可分。
闫晓庆[4]（2020）在《预氯化—软化工艺处理有机磷农药污染地下水的效能及机理研究》文中提出在我国北方地区,地下水是重要的供水水源。但随着除草剂、杀虫剂等有机磷农药（OPPs）的大量使用,地下水体中农药污染日益严重。鉴于常规水处理工艺对OPPs的去除率较低,且OPPs易在消毒过程中与氧化剂反应生成毒性更大、性质更为稳定的有机磷氧化物（Oxons）,因此如何降低处理水的毒性成为一个研究热点。课题组之前提出采用“氧化-碱化水解”技术快速消除有机磷农药的生物毒性,但该技术是否可在实际地下水中应用尚不明确。本研究将“氧化-碱化水解”技术与广泛应用于地下水除硬度的石灰软化法相融合,创新性提出预氯化-软化工艺,在提高OPPs去除率的同时,去除地下水中钙、镁等硬度离子以及降低处理水的生物毒性。本研究探讨了预氯化-软化工艺降解五种有机磷农药的动力学,得出工艺的最佳运行条件,同时解析了OPPs的毒性变化机理。取得的主要研究成果如下:（1）确定了预氯化-软化工艺的最佳反应条件。采用预氯化-软化工艺对五种有机磷农药（毒死蜱Chlorpyrifos、二嗪磷Diazinon、乐果Dimethoate、马拉硫磷Malathion、对硫磷Parathion）进行降解,研究发现五种OPPs的氯化反应均符合准一级反应;随着氯投加量的增加,有机磷农药降解率也随之提高。加氯量为1 mg/L时,五种OPPs的速率常数为0.02110.0464 min-1;随着加氯量增加到2.5 mg/L,五种OPPs的速率常数升高至0.0770.1218 min-1。经过经济技术比较,氯的最佳投加量确定为2 mg/L,氯化时间为30 min。通过向地下水中投加不同量的石灰用以去除钙、镁离子硬度。由研究结果可知石灰最佳投加量为145 mg/L,处理后溶液中总硬度降低了60%、钙硬度降低71%,碱度降低了67%。此时,溶液的pH值约为10.5,为水解过程提供所需的碱性条件。（2）根据OPPs降解产物的质谱信息和溶液生物毒性变化,推导出OPPs的降解路径及毒性变化机理。使用UPLC-ESI-MS/MS鉴定了不同反应阶段OPPs的降解产物,发现在氯化过程中OPPs分子结构中的P=S键被氧化成P=O键,从而生成相应的氧化物Oxon。在该过程中,AChE抑制率急速增高,这是由于Oxon的生物毒性远高于其母体OPPs所致。在后续软化过程中,Oxon的水解速率随着溶液pH值升高而不断提高,且Oxon的降解速率是OPPs的310倍。对其水解产物进行质谱鉴别,发现羟基化反应和去乙基化反应是Oxon和OPPs水解的主要途径,AChE抑制率也随之降低。研究对比了预氯化-软化工艺及常规工艺处理过程的毒性变化规律,发现预氯化-软化工艺毒性先增大后减小,而常规工艺毒性先减小后增大;常规工艺处理的最终溶液毒性为预氯化-软化工艺的28倍。（3）以加标地下水（向实际地下水中加入微量OPPs）为研究对象,对比研究了预氯化-软化工艺与传统地下水处理工艺对硬度和OPPs的处理效果。研究发现预氯化-软化工艺对五种OPPs的降解率均可达到95%以上,优于常规水处理工艺;地下水的总硬度去除率为62%。尽管常规地下水处理工艺能够得到相同的硬度去除率,但其处理后水的相对毒性为初始毒性的1.86倍,是研究工艺的34倍,意味着生物毒性的大幅升高。因此,与常规工艺相比,本研究提出的预氯化-软化工艺不仅能够实现硬度和OPPs的同步脱除,而且能够降低处理水的生物毒性。
杨倩文[5]（2019）在《异菌脲在油菜上的沉积规律及代谢研究》文中提出农药是农业生产不可或缺的重要投入品,施用于农田后,除极少部分作用于靶标部位起到防治病、虫、草害的作用外,绝大部分流失在非靶标部位及环境系统中。农药使用效率低,不但增加了种植成本,而且对土地和水体造成污染,引起农药残留超标,加快有害生物的抗药性等问题。在我国的农药利用率仅为38.8%,与发达国家相比还存在一定差距。为有效控制农药用量,提高农药使用水平,保障农业生产安全、农产品质量安全和生态环境安全,农业部审议并通过了《到2020年农药使用量零增长行动方案》,该方案将成为中国农业部门农药减施的首个国家层面具体执行文件。目前,关于异菌脲在油菜上的归趋特征、沉积规律和代谢途径还不明确。因此,弄清最低有效控害剂量与施药阈值、施药剂量及施药限量标准的关系,明确其在环境中的代谢产物和代谢途径,对于异菌脲在油菜上的高效安全使用具有重要意义。本论文围绕农业部《到2020年农药使用量零增长行动方案》,全面系统的研究了异菌脲在油菜上的沉积规律、归趋特征和代谢机制,鉴定了异菌脲在油菜植株、土壤以及水解后的代谢产物,初步明确了异菌脲代谢机制;此外,本文还研究了异菌脲母体及代谢产物3,5-二氯苯胺的细胞毒性,初步探讨了生物炭在土壤中对异菌腺吸附行为的影响。主要的研究成果如下:1.研究了 255 g/L异菌脲悬浮剂在江苏、湖南和青海三地油菜上的沉积规律和累积规律,结果表明:不同施药剂量下的原始沉积浓度随施药剂量的增加呈上升趋势,低剂量的0.5X<0.75X<1.0X<1.5X;不同部位的沉积浓度差异显着,沉积浓度分布顺序为花>下茎>土壤;异菌脲在花和土壤中第二次施药后的沉积浓度分别是第一次的0.6～4.7倍和1.3～11.8倍,而在下茎第一次施药后的沉积浓度是第二次的1.2～4.0倍,累积规律不明显。2.综合异菌脲在油菜上的残留量和毒理学数据,以异菌脲最低有效控害剂量为施药限量标准下限,以食品安全和环境安全阈值倒推得到的最大允许施药量最低值为限量标准上限,得到255 g/L异菌脲悬浮剂防治油菜菌核病的最低有效控害剂量为344.3 ga.i./hm2,油菜上的施药限量标准为344.3～617ga.i./hm2,存在19%～25%的减药空间。异菌脲对环境安全风险评估结果发现,其对食品安全以及蜜蜂、蚯蚓和鸟类三种环境生物不存在风险,但对鸟类长期风险不可接受。3.基于高分辨液质联用检测手段（UPLC-TOF-MS/MS）,在土壤中发现了 5种代谢产物M1、M3、M6、M7、M8,代谢途径与之前的研究结果一致;在水中鉴定出7种代谢产物,分别是M1、M2、M4、M5、M7、M8、M9,其中2个代谢产物M4和M5是第一次被发现和报道的;异菌脲在油菜上的代谢之前未见报道,本试验在油菜植株中发现了 4种代谢产物,分别是M1、M3、M6和M7,与之前在其他作物上的研究结果不同的是本试验还发现了一种新的代谢产物M1,丰富了异菌脲在油菜植株上代谢途径的可能性。异菌脲的代谢产物主要是酰胺键的水解及脱烷基化作用形成的,最终结合代谢产物的结构推测了异菌脲在油菜植株、土壤和水中的代谢途径。4.异菌脲母体及代谢产物3,5-DCA对Hep G2细胞产生的细胞毒性数据表明,在25～300 mg/L范围内,异菌脲及其代谢物3,5-DCA对Hep G2细胞活性的抑制率随着药物浓度的增加而增加,且二者差异性显着（P<0.05）,毒性大小为:3,5-DCA>异菌脲,异菌脲的 IC50=304.8 mg/L,代谢物 3,5-DCA 的 IC50=99.7 mg/L,后者对 Hep G2细胞毒性是前者的3.1倍,表明异菌脲代谢属于增毒代谢过程。5.生物炭可以提高土壤对异菌脲的吸附。吸附平衡时,添加0.1%生物炭后的土壤对异菌脲的吸附量是不含生物炭土壤的1.7～2.6倍,三种生物炭的吸附量大小为果壳炭>椰壳炭>稻壳炭,果壳炭对异菌脲在土壤中的固定作用最强。
夏凡[6]（2019）在《黄菖蒲对阿特拉津胁迫的响应及去除潜力研究》文中认为阿特拉津是选择性内吸传导型除草剂,常用于玉米、高粱、甘蔗等地及茶园、果园防除一年生单、双子叶杂草和多年生杂草。阿特拉津水溶性较强、残留期较长、应用量大和使用范围广,导致的环境问题日益突出,其生态毒理效应已引起广泛关注。为探究阿特拉津对植物生长和生理的影响,探讨植物应对阿特拉津胁迫的机制,本实验选取挺水植物黄菖蒲（Iris pseudacorus）作为供试植物,采用水培法,设置抑菌和不抑菌处理,研究不同浓度阿特拉津胁迫下黄菖蒲的生长生理特性以及植物不同部位对阿特拉津的吸收特性,以期揭示黄菖蒲对阿特拉津胁迫的响应机制,并评价黄菖蒲用于植物修复的潜力和可行性。研究结果如下:1、黄菖蒲对阿特拉津的胁迫作用具有一定的耐受能力。随着胁迫浓度的增加,植物的株高、根长、生物量、根冠比、叶绿素含量、Fv/Fm、qP和ETR呈现下降趋势,而植物叶绿素a/b的值、固定荧光Fo和qN升高,表明低浓度(0.1-0.5 mg·L-1)胁迫对植物生长有促进作用,当胁迫浓度达到8 mg·L-1,胁迫对黄菖蒲的PSII反应中心有一定的破坏作用,植物可以通过调节叶绿素a/b的值、增加热量的耗散来减小叶绿体受到的损伤。2、植物可通过自身的抗氧化系统缓解阿特拉津的毒害作用。随着阿特拉津胁迫时间的延长,丙二醛含量（MDA）、超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化物酶（POD）、多酚氧化酶（PPO）和谷胱甘肽S-转移酶（GSTs）均呈先升高后降低的趋势,表明黄菖蒲在一定浓度的阿特拉津胁迫作用下可以启动自身抗氧化系统来调节抵抗外界胁迫,但是当胁迫浓度达到8 mg·L-1时,植物的调节能力减弱,8 mg·L-1为黄菖蒲抵抗阿特拉津的安全阈值。3、微生物能显着缓解阿特拉津对黄菖蒲的毒害作用。本实验中短时间、低浓度处理植物受到的胁迫损伤较小;当胁迫时间较长浓度较高(1～8 mg·L-1)时,不抑菌处理的各项生理指标明显优于抑菌处理,表明植物需要微生物协助,共同抵抗阿特拉津的胁迫。抑菌条件下,植物抵抗胁迫的安全阈值降至1mg·L-1,进一步证明微生物的存在可在一定程度上缓解阿特拉津胁迫的毒害作用,扩大了黄菖蒲对阿特拉津胁迫的承受范围。4、本试验中,阿特拉津胁迫浓度为0.1 mg·L-1时,黄菖蒲对阿特拉津的去除效果最好。胁迫浓度不高于4 mg·L-1时,黄菖蒲的修复效果较为稳定,但是当阿特拉津胁迫浓度到达8 mg·L-1时,阿特拉津的降解速率减慢。与抑菌处理相比,不抑菌处理对黄菖蒲降解阿特拉津的效率有显着提高,两处理降解率的差异随阿特拉津浓度的升高呈现先增大后减小的趋势。阿特拉津胁迫浓度较低时,植物从地下部分向地上部分运输的阿特拉津较多;当胁迫浓度较大时,根系吸收降解阿特拉津占主导地位。阿特拉津的主要代谢途径为羟基化代谢途径,去异丙基阿特拉津（DIA）出现的时间最晚,在4 d后才开始出现。黄菖蒲具有较高的阿特拉津降解速率,用黄菖蒲修复水体中的阿特拉津污染是一种切实可行的办法。
程冰峰[7]（2018）在《异菌脲环境行为及在油菜体系中的残留分布研究》文中指出油菜是我国重要经济作物之一,在农业经济生产中占据重要的地位,但每年因病虫害而对其造成巨大损失。异菌脲是拜耳作物公司所研发的二甲酰亚胺类高效广谱、保护性杀菌剂,适用于防治油菜和多种瓜果类作物早期灰霉病和菌核病等病害,应用广泛,而广泛应用的农药势必会导致环境污染,最终对人体造成危害。因此异菌脲的环境行为与调控途径的研究对我国农药的利用率及其潜在危害具有重大意义。本文全面系统的研究了异菌脲在油菜体系的残留分布及其环境行为（水解、光解、土壤降解、土壤吸附-解吸附和移动性）,探明了异菌脲在油菜各部位上的残留消解动态及空间分布情况,揭示了异菌脲在环境中的主要流失因子和迁移转化途径,为异菌脲的合理使用以及环境安全性评价提供科学依据。主要研究成果如下:1.建立了异菌脲在油菜叶片、茎秆、籽荚、花和土壤中气相色谱残留检测方法。结果表明,异菌脲添加浓度为0.02-2 mg/kg时,方法的添加回收率在79.5%～105.5%之间,相对标准偏差在1.5%～8.5%之间。方法的准确度、灵敏度符合农药残留检测要求。2.基于异菌脲的推荐剂量设置765 g ai/ha为施药剂量,选用广泛使用的225 g/L异菌脲悬浮剂在江苏、湖南和青海三地油菜上进行残留分布试验,结果显示:异菌脲在油菜叶片、茎秆、籽荚和花上的残留消解动态符合一级动力学方程,而在土壤中不符合一级动力学方程。异菌脲在油菜叶片、茎秆、籽荚和花上的消解半衰期分别为2.59～5.38 d、3.96～8.06 d、3.14～4.95 d和0.98-4.44 d,异菌脲在三地油菜各部位降解差异不明显。异菌脲在江苏、湖南和青海三地油菜叶片中的原始沉积量最高,三地油菜叶片上的原始沉积量占施药量的37.83%～58.56%;在花上的沉积量次之,占施药量的29.42%-33.28%;异菌脲在茎上的原始沉积量低,只占施药量的2.47%～9.75%。3.温度和pH对异菌脲的水解起关键性作用。温度越高,异菌脲水解越快,碱性条件下,异菌脲易分解;表面活性剂SDS对异菌脲水解起抑制作用,而CTAB对异菌脲的水解起促进作用,浓度越大,作用越强。4.在紫外灯照射下,不同溶剂中,异菌脲的光降解速率顺序为乙腈>正己烷>超纯水>甲醇;腐殖酸在一定浓度（0-10 mg/L）下,会对异菌脲光解有促进作用;硝酸根和亚硝酸根对异菌脲的光降解有促进作用;不同离子溶液中,Fe3+、Cu2+、Ca2+、Mg2+对异菌脲的光解均有促进作用,Mg2+对异菌脲的光降解促进作用最大,光解动态符合经典一级动力学模型。5.异菌脲在东北黑土、青海草甸土、南京黄棕壤和江西红壤中的降解半衰期为7.2、8.6、12.7、16.9 d,属于易降解农药。随着土壤含水量的增加,异菌脲降解速率加快;土壤中的有机质和微生物能加快异菌脲在土壤中的降解,微生物和有机质存在下,异菌脲降解分别加快1.8和3.7倍。6.异菌脲在四种土壤中的吸附规律能较好的拟合Freundich方程,其在东北黑土、青海草甸土、南京黄棕壤和江西红壤中的吸附常数Kf为172.76、160.79、125.63和83.34,四种土壤对异菌脲的吸附能力的大小为东北黑土>青海草甸土>南京黄棕壤>江西红壤。异菌脲在东北黑土、青海草甸土和南京黄棕壤三种土壤的吸附等温曲线属于L型等温线,在江西红壤中的吸附等温线属于S型等温线;异菌脲在东北黑土、南京黄棕壤和江西红壤属于较易土壤吸附,在青海草甸土中属于易土壤吸附。异菌脲在四种土壤中的吸附自由能均小于40 kJ/mol,属于物理吸附过程。7.土壤薄层层析研究表明,异菌脲在南京黄棕壤、江西红壤、东北黑土和青海草甸土中的Rf值分别为0.19、0.29、0.17、0.17。均属于不易移动。土柱淋溶试验结果表明,异菌脲在四种土壤中均属于难淋溶,不易造成地下水污染。
吴萍[8]（2017）在《三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的环境行为研究》文中提出甲氧基丙烯酸酯类（strobilurins）杀菌剂是一类具有独特作用方式、环境友好性、显着增产和增效作用的杀菌剂品种,是继三唑类和苯并咪唑类杀菌剂之后的又一类农用杀菌剂。随着甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的市场份额逐步增长,该类杀菌剂的环境风险不容忽视。本文以嘧菌酯、醚菌酯和氰烯菌酯为研究对象,系统地研究了它们在水体、土壤、水-沉积物系统中的降解和迁移转化规律,研究了氰烯菌酯对水生生物嗜热四膜虫的毒性效应,为评价甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的使用安全性提供了科学参考数据。本论文研究了醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯的水解作用。结果表明,三种农药的水解速率为:醚菌酯>嘧菌酯>氰烯菌酯,其中醚菌酯水解较快,嘧菌酯和氰烯菌酯较难水解。碱性条件下有利于该类杀菌剂的水解,水解速率随温度升高而加快。中性条件下,氰烯菌酯平均活化熵为-256.29 J.mol-1·K-1,水解反应活化熵随温度升高而增加,表现出显着的相关性。采用人工氙灯作为光源,研究了三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水中的光解作用。水中醚菌酯和嘧菌酯光解半衰期分别为1.04 h和1.76 h,均属易光解农药;氰烯菌酯在水中光解半衰期为17.8 h,较难光解。氰烯菌酯光解速率和溶剂的极性无关,甲醇对氰烯菌酯的光解主要起促进作用,丙酮对氰烯菌酯则表现出光猝灭作用。腐殖酸对氰烯菌酯的光解起猝灭效应,光猝灭率与腐殖酸的浓度呈正相关。双氧水对氰烯菌酯光解起敏化效应,氰烯菌酯光解速度与双氧水浓度呈正相关性,当浓度为8.0 minol·L-1时,光解速率是氰烯菌酯单独光解的1.31倍。采用超高效液相-串联四级杆飞行时间质谱（UPLC/Q-TOF-MS/MS）技术,鉴定了三种农药水中的主要降解产物,推断出醚菌酯降解产物主要有KP1和KP2,嘧菌酯主要有6种水解产物和12种光解产物,氰烯菌酯降解产物主要有AP1、AP2和AP3。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂水中及水中光照条件下的降解主要是脱烷基、醚键断裂、羟基化和水解反应。在室内模拟条件下,研究了三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在江西红壤、东北黑土和太湖水稻土中的降解特性。研究结果表明,三种农药在土壤表面均较难光解,其光解速率顺序为:醚菌酯>嘧菌酯>氰烯菌酯。三种农药在汞灯条件下的降解速率远快于氙灯条件下,在水中光解远快于土壤表面光解。可见,光照强度和光解介质直接影响农药的光解速率。醚菌酯在不同土壤中的降解速率顺序为江西红壤>太湖水稻土>东北黑土,嘧菌酯为太湖水稻土>东北黑土>江西红壤,氰烯菌酯为东北黑土>太湖水稻土>江西红壤。醚菌酯在三种供试土壤中降解均较快,水解可能是其主要降解途径。嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤中的降解主要受土壤理化性质影响,有机质含量高、偏碱性的东北黑土和太湖水稻土更有利于其降解。对江西红壤中三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的降解产物进行超高效液相-串联四级杆飞行时间质谱鉴定,鉴定醚菌酯土壤降解产物有6种,嘧菌酯有AP3、AP4和AP7等4种,氛烯菌酯有7种,三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中降解主要发生脱烷基、水解和氧化等反应。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水-沉积物系统中降解半衰期均小于1个月,属于易降解农药。三种农药在厌氧水-沉积物系统中降解快于好氧条件下,这与其在土壤中的降解规律一致。此外,沉积物中有机质含量越高,越有利于该类农药的降解。采用振荡平衡法和土壤薄层层析法对三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的吸附/解吸和迁移行为进行了研究。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中吸附能力较差,其吸附强弱顺序均为东北黑土>太湖水稻土>江西红壤。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的吸附性与土壤有机质含量和CEC呈显着正相关。根据McCall分类法,三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在不同土壤中吸附自由能变化均小于40 kJ·mol-1,属物理吸附。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在东北黑土和太湖水稻土中的GUS值均小于1.8,不易淋溶;在江西红壤中,嘧菌酯GUS值大于2.8,属于易于淋溶性农药,氰烯菌酯GUS值为2.63,属于中等淋溶性农药。土壤薄层试验结果表明,醚菌酯在土壤中迁移性较差,嘧菌酯和氰烯菌酯在三种土壤中均属不移动级。吸附在东北黑土和太湖水稻土中的三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂较难解吸,在江西红壤中相对较易解吸,这与它们的吸附特性一致。总体上,三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的迁移性较弱。醚菌酯在土壤中的半衰期极短,不易对地下水造成污染,嘧菌酯和氰烯菌酯在环境中具有较强的稳定性,可能长期持留在土壤中。以嗜热四膜虫作为评估氰烯菌酯毒性作用的模型生物,通过电子显微镜成像和基因测序技术,对氰烯菌酯作用嗜热四膜虫的生长进行分析,以及对嗜热四膜虫转录组进行了大规模测序,探讨了氰烯菌酯的毒性分子作用机制。四膜虫在低浓度0.25、2.5和25 μM氰烯菌酯5天暴露浓度后,其生物量、体长、体宽和纤毛数均与对照组无明显变化。25 μM氰烯菌酯处理后的四膜虫共有1571个差异基因,且显着富集于87个GO term上,涉及生物代谢、生物调节、细胞组分合成、分解代谢等过程,氰烯菌酯对四膜虫的毒性影响可能主要与抑制四膜虫功能蛋白的合成、活性及含氮化合物的转化合成有关。暴露于氰烯菌酯中的四膜虫基因表达发生了显着的差异,主要体现在遗传信息调控和代谢途径等方面,同时,ABC-2转运家族蛋白基因的上调表明四膜虫可能通过上调外排泵来增加对氰烯菌酯的外排作用从而降低氰烯菌酯对自身的伤害。
张佳[9]（2016）在《室内条件下无机肥对五氟磺草胺在土壤中消解的影响》文中认为五氟磺草胺自2008年在我国登记使用以来,凭借其杀草谱广、高效、低毒、低残留等特点,在水稻田中使用量越来越大。目前,对五氟磺草胺的研究集中在对其作用机制、田间药效的研究上,以及对其残留降解特性与检测技术上,未见其影响因素的相关研究。本文研究了五氟磺草胺在施有氮肥、磷肥、钾肥及无机混合肥的土壤中的消解动态,测定不同处理土样中微生物的呼吸作用以及微生物总量,分析这几种无机肥对土壤微生物和五氟磺草胺消解的影响,以期为五氟磺草胺在水稻田中的合理化使用提供理论依据。研究结果如下：采用HPLC-UV法检测土壤中五氟磺草胺的残留量。色谱条件为：乙腈：0.1%冰醋酸水溶液=50：50（v/v）,流速1 mL/min,检测波长为284 nm,在仪器设定条件下,五氟磺草胺检出限（LOD）为0.015 mg/kg,定量限（LOQ）为0.05 mg/kg。提取液为0.01%冰醋酸水溶液：乙腈（v：v=3：7）,采取振荡结合超声波处理的方式提取土壤中残留的五氟磺草胺,经过离心处理,取上清液,采用C18固相萃取小柱对样品进行净化,并设置3个添加浓度0.05、0.25、1.00 mg/kg,测定其平均回收率为92%-103%,相对标准偏差（RSD）为7.3%～8.9%,以上指标均符合农药残留试验的相关要求。采用直接吸收法滴定测定土壤微生物呼吸作用（包括基础呼吸和诱导呼吸）,平板菌落计数法测定微生物总量。随氮肥施用量增大,土壤微生物呼吸作用减弱,总量降低；在施用钾肥的土壤中,微生物呼吸作用及总量变化趋势与施用氮肥一致；在施用磷肥的土壤中,微生物呼吸作用随磷肥施用量增大而增强,总量增多；除氮钾混合肥会微弱抑制土壤微生物呼吸作用,使其总量降低外,氮磷、磷钾、氮磷钾混合肥均会对其呼吸作用产生促进作用,微生物总量增加。测定五氟磺草胺在施有氮肥、磷肥、钾肥及无机混合肥的土壤中消解动态,分析这几种无机肥对五氟磺草胺消解的影响。五氟磺草胺在不施肥的土壤中消解半衰期为5.7d；在施用氮肥的土壤中,随氮肥施用量增大,五氟磺草胺的消解受到抑制,消解半衰期由6.3 d延长至9.3 d；在施用钾肥的土壤中,五氟磺草胺的消解半衰期由5.8 d延长至8 d；在施用磷肥的土壤中,五氟磺草胺的消解速度加快,半衰期由5.5 d缩短至4.2 d；无机混合肥也会对五氟磺草胺的消解产生影响,除氮钾混合肥微弱抑制其消解（半衰期延长至6.5 d）外,氮磷、磷钾、氮磷钾混合肥均会对其消解产生促进作用,且氮磷钾混合肥的促进作用最明显,半衰期分别为5.4 d（氮磷）,5.1 d（磷钾）,4.7 d（氮磷钾）。综上所述,土壤中偏施氮肥、偏施钾肥会抑制五氟磺草胺的消解,磷肥和氮磷、磷钾及氮磷钾混合肥会促进其消解,氮钾混合肥微弱抑制其消解。
刘晓旭[10]（2013）在《嘧菌酯的水解和光解特性研究》文中研究表明嘧菌酯（azoxystrobin）是由瑞士先正达公司创制、合成并进行商品化的甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂,该类杀菌剂的创制合成原理源于仿生学,其作用范围属广谱型,目前已经在农林业等生产领域大范围应用。但是国内外对于该药剂的研究还仅停留于生产合成、消解残留等阶段,并没有系统的涉及到其在环境中的环境行为变迁。那么本文在准确测定嘧菌酯在水溶液中的残留量的同时,还缜密的研究了嘧菌酯在不同条件下的水溶液中水解和光解行为；为人们进一步探索研究该类化合物的环境行为,科学合理的应用该类药剂,整治此类化合物造成的对环境的危害、污染,从而为全面评价其环境安全性奠定坚实基础。文章采用气相色谱（GC-μECD）分析方法并建立了嘧菌酯在水溶液中的残留分析检测方法。首先研究了嘧菌酯在水溶液中的水降解行为。实验结果显示：温度和pH是影响嘧菌酯在水体中衰解变化的重要因子；嘧菌酯的水解速度随着温度的升高而变快,这也充分表明了嘧菌酯的水解速度受体系温度影响较大,低温可以抑制水解的发生,高温可以促进水解的发生；嘧菌酯在10℃±1、20℃±1、30℃±1、40℃±1的环境条件下的水解半衰期分别为：56.13、37.72、15.52、13.62d。将嘧菌酯初始浓度配为5mg/1,在pH5、7、9的缓冲溶液中嘧菌酯的水解半衰期分别为：47.94、29.65、17.21d,嘧菌酯在pH5、pH7、pH9缓冲液中的水解半衰期随溶液体系pH值升高而减小。这也反映了溶液pH对嘧菌酯的水解具有一定规律性影响,不同pH的水解速率大小为：pH9>pH7>pH5,依此得出,酸性对嘧菌酯的水解影响较小；初始浓度对嘧菌酯的影响为初始浓度越高的嘧菌酯其降解越快：而嘧菌酯的水解也会受到金属离子的影响,在无机盐的溶解度范围内,嘧菌酯的水解速率常数随CuSO4浓度的增大而增大。同时,本文也深入的研究了嘧菌酯在水溶液中的光解行为,分别采用不同光源研究了嘧菌酯在水溶液中的光降解行为,试验结果显示,嘧菌酯的光解能够符合化学动力学中的一级动力学方程,嘧菌酯的光解速率随着溶液中pH的减小而明显趋于缓慢,碱性水体中的嘧菌酯的光降解速率要比酸性水体中的嘧菌酯光解速率快,说明嘧菌酯光解对酸性比对碱性更为稳定。具体将高压汞灯作为光源,初始浓度设定为1、5、10mg1的嘧菌酯缓冲液中的光解半衰期分别是：43.07、29.87、20.69d；说明嘧菌酯光解速率随初始浓度的增大而增大。嘧菌酯在有机溶剂异丙醇中光解速度较快,在异丙醇中仅需10d就能降解70%以上。设定不同光源,氙灯条件下的嘧菌酯光解速率要比汞灯下的光解速率大,即嘧菌酯在短波长处对光解更趋于稳定,而在长波长处更趋于活跃,容易光解的发生。
二、Hydrolysis kinetics of atrazine and influence factors（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、Hydrolysis kinetics of atrazine and influence factors（论文提纲范文）
（1）生物质炭对阿特拉津在土壤中消解的影响及生物化学机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 阿特拉津的特性与环境行为 |
| 1.1.1 阿特拉津的性质及使用情况 |
| 1.1.2 阿特拉津的环境影响及生物毒性 |
| 1.1.3 土壤中阿特拉津的修复措施 |
| 1.1.4 阿特拉津在土壤中的环境行为 |
| 1.1.5 影响阿特拉津在土壤中环境行为的因素 |
| 1.2 不同粒径土壤组分的特性及对有机污染物环境行为和赋存形态的影响 |
| 1.2.1 土壤组分的分级及方法 |
| 1.2.2 土壤不同粒径组分的理化特性 |
| 1.2.3 土壤不同粒径组分微生物特征 |
| 1.2.4 有机污染物在不同土壤粒径组分中的环境行为 |
| 1.2.5 有机污染物在不同土壤粒径组分中的赋存形态 |
| 1.3 生物质炭的特性及对土壤环境的影响 |
| 1.3.1 生物质炭来源和特性 |
| 1.3.2 生物质炭对土壤理化性质的影响 |
| 1.3.3 生物质炭对土壤微生物的影响 |
| 1.4 生物质炭对有机污染物在土壤中环境效应的影响 |
| 1.4.1 生物质炭影响土壤中有机污染物的吸附 |
| 1.4.2 生物质炭影响土壤中有机污染物的消解 |
| 1.5 生物质炭影响有机污染物消解的生物化学机制研究进展 |
| 1.5.1 生物质炭影响有机污染物消解的微生物学机制研究进展 |
| 1.5.2 生物质炭影响有机污染物消解的物理化学机制的研究进展 |
| 1.6 研究意义及内容 |
| 1.6.1 研究目的与意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 生物质炭对阿特拉津在土壤不同粒径组分的分布及消解的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.1.3 测定指标及方法 |
| 2.2 数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 生物质炭对阿特拉津污染土壤不同粒径组分含量的影响 |
| 2.3.2 生物质炭对阿特拉津污染土壤及不同粒径组分理化性质的影响 |
| 2.3.3 生物质炭对土壤阿特拉津消解的影响 |
| 2.3.4 生物质炭对阿特拉津在未灭菌土壤不同粒径组分中分布和消解的影响 |
| 2.3.5 生物质炭对阿特拉津在灭菌土壤不同粒径组分中分布和残留的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 土壤不同粒径组分质量占比对阿特拉津消解的影响 |
| 2.4.2 生物质炭对土壤不同粒径组分阿特拉津赋存形态和分布的影响 |
| 2.4.3 生物质炭对土壤阿特拉津消解的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的物理化学机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 测定指标和方法 |
| 3.2 分析方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 生物质炭老化对土壤理化性质的影响 |
| 3.3.2 生物质炭老化对土壤吸附阿特拉津的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 生物质炭影响土壤吸附阿特拉津的机制 |
| 3.4.2 生物质炭影响土壤阿特拉津消解的物理化学机制 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 生物质炭对阿特拉津污染土壤微生物多样性和群落结构的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 土壤中阿特拉津消解试验 |
| 4.1.3 测定指标和方法 |
| 4.2 数据处理 |
| 4.2.1 Biolog数据处理 |
| 4.2.2 高通量测序数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 低浓度阿特拉津污染土壤微生物活性和群落对生物质炭的响应 |
| 4.3.2 高浓度阿特拉津污染土壤细菌多样性和群落结构对生物质炭的响应 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 阿特拉津对土壤中微生物的影响 |
| 4.4.2 生物质炭对阿特拉津污染土壤微生物的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试剂与仪器 |
| 5.1.2 土壤中阿特拉津消解试验 |
| 5.1.3 土壤微生物群落的测定 |
| 5.2 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 低浓度阿特拉津污染土壤细菌与阿特拉津消解的关系 |
| 5.3.2 高浓度阿特拉津污染土壤细菌与阿特拉津消解的关系 |
| 5.3.3 生物质炭作用下土壤细菌群落的交互作用 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 生物质炭影响土壤低浓度阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 5.4.2 生物质炭影响土壤高浓度阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.1.1 生物质炭对阿特拉津在土壤不同粒径组分的分布及消解的影响 |
| 6.1.2 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的物理化学机制 |
| 6.1.3 生物质炭对阿特拉津污染土壤微生物多样性和群落结构的影响 |
| 6.1.4 生物质炭影响土壤中阿特拉津消解的微生物学机制 |
| 6.2 展望 |
| 6.3 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（2）特丁津在土壤中的吸附特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 农药对环境的影响 |
| 1.2 农药在环境中的归趋 |
| 1.2.1 挥发 |
| 1.2.2 植物的富集与吸收 |
| 1.2.3 吸附 |
| 1.2.4 降解 |
| 1.2.5 淋溶 |
| 1.3 农药在土壤中的吸附行为 |
| 1.3.1 农药在土壤中的吸附机理 |
| 1.3.2 影响农药在土壤中吸附行为的主要因素 |
| 1.4 三嗪类除草剂简介 |
| 1.5 农药吸附的研究进展 |
| 1.5.1 国内外关于农药吸附的研究进展 |
| 1.5.2 土壤对三嗪类除草剂吸附的研究进展 |
| 1.6 研究目的与意义 |
| 1.7 研究技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.1.1 供试除草剂 |
| 2.1.2 供试药剂 |
| 2.1.3 供试土壤及其理化性质 |
| 2.1.4 供试生物炭 |
| 2.1.5 供试仪器设备 |
| 2.2 特丁津检测方法的建立 |
| 2.2.1 电解液的配制 |
| 2.2.2 标准溶液的配制 |
| 2.2.3 色谱条件 |
| 2.2.4 加标回收率试验 |
| 2.3 特丁津在土壤中的吸附-解吸试验 |
| 2.3.1 水土比的确定 |
| 2.3.2 吸附动力学 |
| 2.4 特丁津在不同土壤中的吸附-解吸行为 |
| 2.5 不同因素对特丁津在土壤B002中吸附-解吸行为的影响 |
| 2.5.1 温度对特丁津在土壤B002中吸附-解吸行为的影响 |
| 2.5.2 pH值对特丁津在土壤B002中吸附-解吸行为的影响 |
| 2.5.3 添加生物炭对特丁津在土壤B002中吸附-解吸行为的影响 |
| 2.6 数据分析方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 特丁津检测方法的建立 |
| 3.1.1 特丁津添加回收率 |
| 3.1.2 特丁津标准曲线的绘制 |
| 3.2 水土比的选择 |
| 3.3 特丁津在土壤中的吸附动力学 |
| 3.4 特丁津在不同土壤中的吸附-解吸行为 |
| 3.4.1 特丁津在不同类型土壤中的吸附-解吸行为 |
| 3.4.2 特丁津在不同理化性质的黑土中的吸附-解吸行为 |
| 3.4.3 特丁津在10种土壤中的有机碳吸附模型 |
| 3.4.4 K_f值与土壤理化性质的相关性 |
| 3.5 不同因素对特丁津在土壤B002中吸附-解吸行为的影响 |
| 3.5.1 温度对特丁津在土壤B002中的吸附-解吸行为的影响 |
| 3.5.2 pH值对特丁津在土壤B002中的吸附-解吸行为的影响 |
| 3.5.3 添加生物炭对特丁津在土壤B002中的吸附-解吸行为的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 特丁津在不同土壤中的吸附-解吸特性 |
| 4.2 不同因素对特丁津在土壤中的吸附-解吸行为的影响 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（3）外源Zn2+强化Arthrobacter sp. DNS10降解阿特拉津的作用效果与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 阿特拉津概述 |
| 1.1.1 阿特拉津的理化性质与用途 |
| 1.1.2 阿特拉津使用情况 |
| 1.1.3 阿特拉津在环境中的污染情况 |
| 1.1.4 阿特拉津的危害 |
| 1.2 持久性有机污染物的微生物降解过程与机制 |
| 1.2.1 持久性有机物污染物与微生物的表面吸附 |
| 1.2.2 微生物降解过程中持久性有机污染物的跨膜转运 |
| 1.2.3 持久性有机污染物在微生物细胞内的积累和分解 |
| 1.2.4 微生物降解基因编码酶对有机污染物的催化降解 |
| 1.3 阿特拉津的微生物降解 |
| 1.3.1 阿特拉津降解微生物概述 |
| 1.3.2 阿特拉津微生物降解途径 |
| 1.3.3 阿特拉津微生物降解基因 |
| 1.4 外源物质强化微生物降解有机污染物的研究进展 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 试验药品 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.1.3 试验所用的培养液 |
| 2.1.4 供试菌株 |
| 2.2 外源Zn~(2+)调控菌株DNS10 生长降解能力以及降解基因trz N表达的研究方法 |
| 2.2.1 试验设计 |
| 2.2.2 阿特拉津的提取及测定 |
| 2.2.3 不同浓度Zn~(2+)添加条件下阿特拉津降解基因trz N表达量的测定 |
| 2.3 外源Zn~(2+)对菌株DNS10细胞膜特性及阿特拉津跨膜转运影响的研究方法 |
| 2.3.1 供试菌株培养 |
| 2.3.2 外源Zn~(2+)对菌株DNS10细胞形态影响的测定 |
| 2.3.3 不同浓度Zn~(2+)添加条件下菌株DNS10细胞膜通透性的测定 |
| 2.3.4 不同浓度Zn~(2+)添加条件下菌株DNS10 细胞表面zeta电位的测定 |
| 2.3.5 不同浓度Zn~(2+)添加条件下菌株DNS10细胞内阿特拉津积累量的测定 |
| 2.3.6 不同浓度Zn~(2+)添加条件下菌株DNS10蛋白质含量的测定 |
| 2.3.7 不同浓度Zn~(2+)添加条件下菌株DNS10 ATP酶活性的测定 |
| 2.4 外源Zn~(2+)对菌株DNS10 胞外聚合物(EPS)成分其吸附与阿特拉津能力影响的研究方法 |
| 2.4.1 菌株DNS10的培养与收集 |
| 2.4.2 菌株DNS10 EPS的提取方法 |
| 2.4.3 菌株DNS10中EPS产量的测定方法 |
| 2.4.4 EPS与阿特拉津结合规律与机制研究方法 |
| 2.5 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 外源Zn~(2+)对菌株DNS10降解阿特拉津能力的影响 |
| 3.1.1 不同浓度Zn~(2+)添加条件下菌株DNS10的生长 |
| 3.1.2 不同浓度Zn~(2+)添加条件下菌株DNS10的阿特拉津降解 |
| 3.1.3 不同浓度Zn~(2+)添加条件下菌株DNS10 阿特拉津降解基因trz N的表达量 |
| 3.2 外源Zn~(2+)对菌株DNS10细胞膜特性及阿特拉津跨膜转运的影响 |
| 3.2.1 不同浓度Zn~(2+)添加条件下菌株DNS10的细胞形态 |
| 3.2.2 不同浓度Zn~(2+)添加条件下菌株DNS10的细胞膜通透性 |
| 3.2.3 不同浓度Zn~(2+)添加条件下菌株DNS10的zeta电位 |
| 3.2.4 不同浓度Zn~(2+)添加条件下菌株DNS10细胞内阿特拉津积累量 |
| 3.2.5 不同浓度Zn~(2+)添加条件下菌株DNS10的ATP酶活性 |
| 3.3 外源Zn~(2+)强化菌株DNS10的胞外聚合物成分及其结合阿特拉津能力影响的研究 |
| 3.3.1 外源Zn~(2+)强化菌株DNS10 EPS的产量及组分分析 |
| 3.3.2 外源Zn~(2+)对菌株DNS10 EPS中可溶性有机物含量分析 |
| 3.3.3 外源Zn~(2+)对菌株DNS10EPS结合阿特拉津特性的影响与相关机制 |
| 4 讨论 |
| 4.1 外源调控微生物降解有机污染物过程及相关机制 |
| 4.2 外源调控降解菌细胞膜特性对其有机污染物跨膜转运的研究 |
| 4.3 降解菌胞外聚合物与污染物的结合机制 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（4）预氯化—软化工艺处理有机磷农药污染地下水的效能及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 有机磷农药的污染现状 |
| 1.2 地下水的常规处理 |
| 1.3 有机磷农药的去除工艺及毒性分析 |
| 1.3.1 常规混凝沉淀 |
| 1.3.2 吸附法 |
| 1.3.3 生物降解 |
| 1.3.4 化学氧化法 |
| 1.3.5 光化学氧化法 |
| 1.4 研究意义、内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与材料 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 余氯量的测定 |
| 2.3.2 常规水质指标检测方法 |
| 2.3.3 预氯化-软化工艺机理研究方法 |
| 2.4 实验水质 |
| 2.5 实验步骤 |
| 2.5.1 预氯化-软化工艺机理研究 |
| 2.5.2 预氯化-软化工艺最佳软化条件 |
| 2.5.3 预氯化-软化工艺处理地下水流程模拟 |
| 3 预氯化-软化工艺机理研究 |
| 3.1 预氯化-软化工艺降解有机磷农药产物鉴定及降解路径 |
| 3.2 预氯化-软化工艺降解OPPs的影响因素 |
| 3.2.1 加氯量对有机磷农药降解的影响 |
| 3.2.2 pH对预氯化-软化工艺的影响 |
| 3.2.3 石灰投加量对软化结果的影响 |
| 3.2.4 腐殖酸对OPPs降解速率的影响 |
| 3.3 预氯化-软化工艺毒性评估 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 预氯化-软化工艺的处理效果及实际应用 |
| 4.1 预氯化-软化工艺对有机磷农药的去除效果 |
| 4.2 预氯化-软化处理过程中溶液毒性变化 |
| 4.3 预氯化-软化工艺去除地下水硬度的效果 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文 |
（5）异菌脲在油菜上的沉积规律及代谢研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1 农药在环境中的代谢机理 |
| 1.1 农药的非生物降解 |
| 1.2 农药的生物降解 |
| 2 农药代谢产物的分离鉴定技术 |
| 2.1 气相色谱 |
| 2.2 高相液相色谱 |
| 2.3 液-质联用技术 |
| 2.4 液-质联用技术的应用 |
| 3 生物炭对农药环境行为的影响 |
| 3.1 生物炭对农药吸附的影响 |
| 3.2 生物炭对农药的降解的影响 |
| 3.3 生物炭对农药生物有效性的影响 |
| 4 异菌脲简介和研究进展 |
| 4.1 异菌脲简介 |
| 4.2 异菌脲及其代谢物的生态毒性 |
| 4.3 异菌脲的研究概况 |
| 5 研究背景、目的及意义 |
| 6 研究内容 |
| 第二章 异菌脲在油菜上的沉积规律与施药限量标准 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 田间试验方法 |
| 1.3 异菌脲食品安全限量测定方法 |
| 1.4 异菌脲环境安全限量测定方法 |
| 1.5 异菌脲在油菜上的施药限量标准 |
| 1.6 检测方法 |
| 1.7 数据分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 异菌脲方法验证 |
| 2.2 异菌脲在油菜上的沉积规律 |
| 2.3 异菌脲在油菜上的累积规律 |
| 2.4 异菌脲最低有效控害剂量 |
| 2.5 异菌脲食品安全限量 |
| 2.6 异菌脲环境安全限量 |
| 2.7 异菌脲在油菜上的施药限量标准 |
| 3 小结 |
| 3.1 异菌脲在油菜上的沉积规律和累积规律 |
| 3.2 异菌脲在油菜上的施药限量标准 |
| 第三章 异菌脲在油菜植株、土壤和水中的代谢研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试土壤 |
| 1.2 试剂与仪器 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.4 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 异菌脲在水中的代谢 |
| 2.2 异菌脲在油菜植株上的代谢 |
| 2.3 异菌脲在土壤中的代谢 |
| 2.4 讨论 |
| 3 小结 |
| 第四章 异菌脲和主要代谢产物的体外毒性 |
| 1 试验材料 |
| 1.1 细胞株 |
| 1.2 主要试剂与材料 |
| 1.3 主要仪器与设备 |
| 2 试验方法 |
| 2.1 标准溶液和培养液配制 |
| 2.2 细胞的培养及处理 |
| 2.3 细胞毒性测定 |
| 3 结果与讨论 |
| 4 小结 |
| 第五章 生物炭对土壤中异菌脲吸附行为的影响 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 高效液相色谱检测方法 |
| 1.3 不同生物炭对异菌脲土壤吸附影响 |
| 1.4 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 生物炭对土壤中异菌脲吸附行为的影响 |
| 2.2 生物炭对土壤中异菌脲解吸附的影响 |
| 3 小结 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（6）黄菖蒲对阿特拉津胁迫的响应及去除潜力研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 阿特拉津概述 |
| 1.1.1 阿特拉津理化性质 |
| 1.1.2 阿特拉津使用历史和除草机理 |
| 1.1.3 阿特拉津的毒害作用 |
| 1.1.4 阿特拉津污染及治理研究现状 |
| 1.2 抗性植物对污染物的耐受与相关机制 |
| 1.3 本研究的目的、意义和内容 |
| 1.3.1 研究的目的与意义 |
| 1.3.2 研究的内容及技术路线 |
| 1.4 课题来源 |
| 第二章 黄菖蒲对阿特拉津胁迫的响应 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验设计 |
| 2.2.2 测定项目与方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 黄菖蒲生长特性对阿特拉津胁迫的响应 |
| 2.3.2 黄菖蒲生理生化特性对阿特拉津胁迫的响应 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 黄菖蒲生长对阿特拉津胁迫响应 |
| 2.4.2 黄菖蒲生理生化对阿特拉津胁迫的响应 |
| 第三章 黄菖蒲对阿特拉津的去除潜力研究 |
| 3.1 实验材料与器材 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验器材 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 实验设计 |
| 3.2.2 测定项目与方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 吸收试验中植物和营养液中阿特拉津的残留量 |
| 3.3.2 释放实验中植物和营养液中阿特拉津的残留量 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 吸收试验中阿特拉津的降解效率 |
| 3.4.2 释放实验中阿特拉津的降解去向 |
| 第四章 总结与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读学位期间的主要学术成果 |
| 致谢 |
（7）异菌脲环境行为及在油菜体系中的残留分布研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 绪论 |
| 第一章 文献综述 |
| 1 农药残留分析方法研究进展 |
| 1.1 农药残留分析前处理技术 |
| 1.2 农药残留分析方法 |
| 2 农药环境行为 |
| 2.1 农药的水解作用 |
| 2.2 农药的光解作用 |
| 2.3 农药的土壤降解作用 |
| 2.4 农药在土壤中的吸附与解吸附 |
| 2.5 农药在土壤中的迁移淋溶特性 |
| 3 异菌脲简介和研究进展 |
| 3.1 异菌脲简介 |
| 3.2 异菌脲残留检测国内外研究进展 |
| 第二章 异菌脲在油菜上残留分析方法的建立 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 试验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 仪器条件优化 |
| 2.2 样品前处理方法优化 |
| 2.3 仪器检测线性范围和精密度 |
| 2.4 方法的最小检出量和最低检测浓度 |
| 2.5 添加回收试验 |
| 3 小结与讨论 |
| 第三章 异菌脲在油菜体系上的沉积规律及残留分布 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 田间设计试验 |
| 1.3 样品采集与处理 |
| 1.4 检测方法 |
| 1.5 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 异菌脲空间分布 |
| 2.2 消解动态 |
| 3 小结与讨论 |
| 第四章 异菌脲环境行为研究 |
| 第一节 异菌脲的水解作用 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 仪器方法 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.4 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 异菌脲在不同温度和不同pH下的水解特性 |
| 2.2 表面活性剂对异菌脲水解影响 |
| 3 小结 |
| 第二节 异菌脲的光化学降解作用 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.3 分析条件 |
| 1.4 计算公式 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 不同溶剂对异菌脲光解影响 |
| 2.2 腐殖酸对异菌脲光降解影响 |
| 2.3 NO_3~-和NO_2~-对异菌脲光解的影响 |
| 2.4 不同离子对异菌脲光解的影响 |
| 3 小结 |
| 第三节 异菌脲在土壤中的降解 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 分析条件 |
| 1.3 样品中异菌脲的提取 |
| 1.4 异菌脲土壤降解试验 |
| 1.5 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 土壤类型对异菌脲降解的影响 |
| 2.2 土壤含水量对异菌脲降解的影响 |
| 2.3 土壤微生物和有机质对异菌脲降解的影响 |
| 3 小结 |
| 第四节 异菌脲的吸附与解吸附特性研究 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 水土比的优化 |
| 2.2 异菌脲在土壤中的吸附-解吸附动力学特性 |
| 2.3 异菌脲在土壤中的等温吸附-解吸附特性 |
| 3 小结 |
| 第五节 异菌脲在土壤中的移动特性研究 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 薄层层析法 |
| 2.2 土柱淋溶法 |
| 3 小结 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（8）三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的环境行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究目的和意义 |
| 1.2 国内外研究动态 |
| 1.2.1 复合污染 |
| 1.2.2 农药混用后的环境行为 |
| 1.2.3 农药的环境效应 |
| 1.2.4 原生动物四膜虫在环境毒理学中的应用 |
| 1.3 三种甲氧基丙烯菌酯类杀菌剂研究现状 |
| 1.3.1 醚菌酯 |
| 1.3.2 嘧菌酯 |
| 1.3.3 氰烯菌酯 |
| 第二章 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水中的降解 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 仪器与设备 |
| 2.2.2 试剂 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 缓冲溶液和农药标准溶液配制 |
| 2.3.2 水解实验 |
| 2.3.3 光解实验 |
| 2.3.4 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯的分析方法 |
| 2.3.5 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂水中降解产物分析 |
| 2.3.6 数据处理 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯的水解特性 |
| 2.4.2 pH对醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯水解作用的影响 |
| 2.4.3 温度对醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯水解作用的影响 |
| 2.4.4 氰烯菌酯水解反应的活化能和活化熵 |
| 2.4.5 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在水中的光降解 |
| 2.4.6 氰烯菌酯在有机溶剂中的光降解 |
| 2.4.7 H_2O_2和腐殖酸对氰烯菌酯光降解的影响 |
| 2.4.8 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水中可能的降解途径的分析 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的降解 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料 |
| 3.2.1 仪器与设备 |
| 3.2.2 试剂 |
| 3.2.3 试验土壤 |
| 3.3 试验方法 |
| 3.3.1 土壤表面光降解 |
| 3.3.2 土壤降解试验 |
| 3.3.3 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂土壤降解产物分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤表面的光降解 |
| 3.4.2 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤中的降解 |
| 3.4.3 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中可能的降解途径分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水-沉积物系统中的降解特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料 |
| 4.2.1 试剂 |
| 4.2.2 水-沉积物系统 |
| 4.2.3 仪器设备 |
| 4.3 试验方法 |
| 4.3.1 好氧试验方法 |
| 4.3.2 厌氧试验方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 醚菌酯在水-沉积物系统中的降解作用 |
| 4.4.2 嘧菌酯在水-沉积物系统中的降解作用 |
| 4.4.3 氰烯菌酯在水-沉积物系统中的降解作用 |
| 4.4.4 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水-沉积物系统中的分布特征 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的迁移 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验材料 |
| 5.2.1 仪器设备 |
| 5.2.2 试剂 |
| 5.2.3 供试土壤 |
| 5.3 试验方法 |
| 5.3.1 预试验 |
| 5.3.2 正式吸附试验 |
| 5.3.3 解吸试验 |
| 5.3.4 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的迁移性 |
| 5.3.5 数据处理 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 水土比选择 |
| 5.4.2 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤中的吸附 |
| 5.4.3 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤中的解吸特性 |
| 5.4.4 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的迁移 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 氰烯菌酯对嗜热四膜虫的毒性效应 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验材料 |
| 6.2.1 仪器设备 |
| 6.2.2 试剂及工具酶 |
| 6.2.3 细胞株 |
| 6.3 试验方法 |
| 6.3.1 标准溶液配制 |
| 6.3.2 四膜虫的培养 |
| 6.3.3 四膜虫氰烯菌酯24h暴露实验 |
| 6.3.4 四膜虫氰烯菌酯5d暴露实验 |
| 6.3.5 毒性效应评价 |
| 6.3.6 毒理机制研究 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 氰氛烯菌酯24h急性暴露 |
| 6.4.2 氰烯菌酯对种群数量的影响 |
| 6.4.3 氰烯菌酯对四膜虫形态的影响 |
| 6.4.4 转录组分析 |
| 6.4.5 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 全文结论 |
| 创新点 |
| 不足之处 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的文章 |
| 致谢 |
（9）室内条件下无机肥对五氟磺草胺在土壤中消解的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 前言 |
| 第一章 农药在土壤中的环境行为及五氟磺草胺的研究进展 |
| 1.1 农药在土壤中的环境行为及影响因素 |
| 1.1.1 农药在土壤中的扩散与淋溶 |
| 1.1.2 农药在土壤中的吸附与解吸 |
| 1.1.3 农药在土壤中的降解 |
| 1.2 五氟磺草胺研究进展 |
| 1.2.1 五氟磺草胺简介 |
| 1.2.2 五氟磺草胺的合成 |
| 1.2.3 田间药效研究 |
| 1.2.4 五氟磺草胺的残留降解 |
| 第二章 无机肥对土壤微生物的影响 |
| 2.1 仪器与材料 |
| 2.1.1 仪器 |
| 2.1.2 材料 |
| 2.1.3 前期土壤样品准备 |
| 2.2 土壤微生物的呼吸测定 |
| 2.2.1 试验方法 |
| 2.2.2 结果与讨论 |
| 2.3 土壤微生物总量测定 |
| 2.3.1 试验方法 |
| 2.3.2 结果与讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 无机肥对土壤中五氟磺草胺消解的影响 |
| 3.1 仪器与材料 |
| 3.1.1 仪器 |
| 3.1.2 材料 |
| 3.1.3 前期土壤样品的准备 |
| 3.2 五氟磺草胺在土壤中残留检测方法的建立 |
| 3.2.1 试验方法 |
| 3.2.2 结果与讨论 |
| 3.2.3 小结 |
| 3.3 五氟磺草胺在不同施肥处理土壤中的消解动态 |
| 3.3.1 五氟磺草胺在不施肥土壤中的消解动态 |
| 3.3.2 五氟磺草胺在施用氮肥土壤中的消解动态 |
| 3.3.3 五氟磺草胺在施用磷肥土壤中的消解动态 |
| 3.3.4 五氟磺草胺在施用钾肥土壤中的消解动态 |
| 3.3.5 五氟磺草胺在施用无机混合肥土壤中的消解动态 |
| 3.3.6 小结 |
| 第四章 结论与讨论 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 讨论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表文章 |
（10）嘧菌酯的水解和光解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究农药环境行为的意义 |
| 1.2 研究农药环境行为的现状 |
| 1.3 农药水解研究进展 |
| 1.4 农药光解行为研究 |
| 1.5 嘧菌酯简介 |
| 1.6 本试验研究内容设计 |
| 第二章 嘧菌酯的水解特性研究 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.2 结果 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第二章 嘧菌酯的光降解研究 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.2 结果 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
四、Hydrolysis kinetics of atrazine and influence factors（论文参考文献）
- [1]生物质炭对阿特拉津在土壤中消解的影响及生物化学机制[D]. 黄河. 广西大学, 2021(01)
- [2]特丁津在土壤中的吸附特性研究[D]. 马艺倩. 东北农业大学, 2021
- [3]外源Zn2+强化Arthrobacter sp. DNS10降解阿特拉津的作用效果与机制[D]. 陈佳宁. 东北农业大学, 2020(04)
- [4]预氯化—软化工艺处理有机磷农药污染地下水的效能及机理研究[D]. 闫晓庆. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [5]异菌脲在油菜上的沉积规律及代谢研究[D]. 杨倩文. 南京农业大学, 2019(08)
- [6]黄菖蒲对阿特拉津胁迫的响应及去除潜力研究[D]. 夏凡. 中南林业科技大学, 2019(01)
- [7]异菌脲环境行为及在油菜体系中的残留分布研究[D]. 程冰峰. 南京农业大学, 2018(07)
- [8]三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的环境行为研究[D]. 吴萍. 南京农业大学, 2017(07)
- [9]室内条件下无机肥对五氟磺草胺在土壤中消解的影响[D]. 张佳. 沈阳农业大学, 2016(02)
- [10]嘧菌酯的水解和光解特性研究[D]. 刘晓旭. 吉林农业大学, 2013(S2)