一、异丙草胺在不同缓冲体系中水解的温度效应研究（论文文献综述）
李如男[1]（2020）在《氟恶唑酰胺和抑霉唑对映体生物活性、生态毒性差异及立体行为研究》文中指出氟恶唑酰胺及抑霉唑在农业生产中大量应用,其生产和施用未区分对映体的差异,可能导致农药过量施用、不可预测的生态风险及风险评估不准确。本研究从对映体水平系统开展氟恶唑酰胺及抑霉唑对映体的生物活性、生态毒性差异及立体行为研究,为手性农药应用风险准确评价及开发高效低风险手性农药单体产品提供科学依据,主要结论如下:1.利用超高效合相色谱和超高效液相色谱完成氟恶唑酰胺、抑霉唑及其主要代谢物R14821（抑霉唑-M）对映体的基线分离。成功制备了高纯度的单个对映体,明确了其旋光性及绝对构型,揭示了在不同溶剂和土壤中的氟恶唑酰胺和抑霉唑对映体的稳定性。2.发现了氟恶唑酰胺对映体对4种典型靶标害虫（小菜蛾、甜菜夜蛾、蚜虫和朱砂叶螨）、抑霉唑对映体对7种病原菌（番茄叶霉病菌、番茄早疫病菌、番茄晚疫病菌、番茄灰霉病菌、葡萄/苹果炭疽病菌、苹果树腐烂病菌和柑桔绿霉菌）存在明显的对映体选择性活性差异。S-（+）-氟恶唑酰胺生物活性分别为R-（-）-氟恶唑酰胺和rac-氟恶唑酰胺的52.1-304.4和2.5-3.7倍。S-（+）-抑霉唑生物活性分别为R-（-）-抑霉唑和rac-抑霉唑的3.0-6.6和1.4-2.2倍。3.明确了氟恶唑酰胺对映体对意大利成年工蜂、抑霉唑及抑霉唑-M对映体对水生生物的立体选择性毒性差异。发现S-（+）-氟恶唑酰胺对意大利成年工蜂的急性毒性是R-（-）-氟恶唑酰胺的30倍以上,rac-氟恶唑酰胺是S-（+）-氟恶唑酰胺急性毒性的4.3倍。S-（+）-抑霉唑对羊角月牙藻和大型溞的毒性是R-（-）-抑霉唑的1.2和2.2倍;而R-（-）-抑霉唑对斑马鱼的毒性是S-（+）-抑霉唑的1.2倍,S-（+）-抑霉唑-M对羊角月牙藻和大型溞的毒性是R-（-）-抑霉唑-M的2.2和1.7倍。4.利用分子对接技术结合蛋白的序列比对解析了氟恶唑酰胺和抑霉唑对映体生物活性差异机理。发现S-（+）-氟恶唑酰胺与γ-氨基丁酸受体的疏水和静电力作用比R-体强,S-体的Grid Score打分（-60.12 kcal/mol）绝对值比R-体（-56.59 kcal/mol）高。S-（+）-抑霉唑和甾醇14α-脱甲基酶P450结合位点的结合使构象能量比R体低而疏水作用比R体更强,S-体的Grid Score打分（-41.17kcal/mol）绝对值比R-体（-39.93 kcal/mol）高。5.揭示了氟恶唑酰胺在露地甘蓝、大白菜和湖南田间土壤中无选择性降解行为。抑霉唑对映体在河南藤木一号苹果、葡萄和田间土壤（河北、辽宁、河南和山东）中无选择性降解行为。S-（+）-抑霉唑在山东嘎啦苹果中优先降解,在辽宁黄元帅苹果、番茄和黄瓜的果实和叶片中优先富集。在辽宁黄元帅苹果、河南藤木一号苹果、葡萄、黄瓜、番茄叶和黄瓜叶中约有1.0%-27.3%的抑霉唑代谢转化为抑霉唑-M;在辽宁、河南和山东土壤中约有2.8%-7.3%转化为抑霉唑-M。综上所述,建议开发S-（+）-氟恶唑酰胺既能提高药效并且可以降低对蜜蜂的风险,开发S-（+）-抑霉唑可减少农药使用同时降低对斑马鱼的风险。
赵璐[2]（2020）在《碳轴双手性中心农药异丙甲草胺的分离分析及高效安全的立体选择性》文中研究说明许多广泛使用的农药具有手性特征,通常以外消旋体或者几种异构体的混合物形式使用。开发使用具有高靶标活性的异构体能够有效地减少农药使用量,降低环境风险。异丙甲草胺是一种酰胺类除草剂,使用广泛,其分子中具有特殊的碳轴双手性中心结构。但是目前对于其完全分离后双手性结构的认识还不够完善,尤其是轴手性之间的差异。因此以异丙甲草胺为主要的研究对象,建立其异构体全基线分离分析方法,研究各异构体的选择性除草活性和环境内分泌干扰效应,以期对异丙甲草胺的农业生产和环境监管提供更科学的数据支持和理论依据,取得的主要研究成果如下:（1）使用半制备型高效液相色谱对6种手性农药（异丙甲草胺及其相关的甲霜灵、氟虫腈、腈菌唑、乙酰甲胺磷和顺式联苯菊酯）进行了对映体的分离制备,得到了高纯度对映体单体。利用实验和计算电子圆二色谱相结合的方法,对制备得到的具有不同手性中心的对映体单体进行了绝对构型表征。（2）通过超高效合相色谱串联质谱（UPC2-MS/MS）对8种手性农药（异丙甲草胺及其相关的甲霜灵、敌草胺、异丙草胺、乙草胺、腈菌唑、乙酰甲胺磷和氟虫腈）的对映体分离分析方法进行了研究,建立了8种手性农药在UPC2-MS/MS上的对映体分离方法。并就各项色谱条件对对映体分离效果的影响进行了研究。（3）使用靶标植物稗草（Echinochloa crusgalli）作为模式生物研究了异丙甲草胺的选择性除草活性。在市售农药中,S-异丙甲草胺的除草效果比rac-异丙甲草胺的除草效果更好,4种立体异构体除草活性的排序为:SS>SR>>RS>RR,RR-异构体在较低浓度时对稗草生长具有一定的促进作用。碳轴两个手性中心中,手性碳在除草活性中起立体选择的主要作用。异丙甲草胺在水体、草体和土壤中均能够保持构型稳定,其选择性除草活性决定于高效异构体更易进入稗草体内并产生作用,抑制稗草发芽生长的关键因子赤霉素的生物合成是选择性的关键。（4）通过双荧光素酶报告基因系统测试研究了6种酰胺类农药（异丙甲草胺及其相关的甲霜灵、敌草胺、异丙草胺、乙草胺和甲草胺）的性激素干扰作用,发现酰胺类农药具有一定的性激素干扰作用,且手性农药表现出了对映体差异。对异丙甲草胺而言,只有SS-异丙甲草胺表现出了类雌激素效应,而轴手性为R构型的异构体具有更强的抗雌激素效应和抗孕激素效应。因此,尽管异丙甲草胺的SS异构体具有最高的除草活性,但是单独使用SS异构体并不能显着降低内分泌干扰效应反而增加了生产难度和成本。研究结论清楚表明:使用SS和SR混合型的S-异丙甲草胺非对映异构体（S-metolachlor Diastereoisomer）既能达到生产简单经济,又能使用高效安全。
黄云梅[3]（2019）在《荧光及共振瑞利散射光谱法检测环境中痕量手性污染物》文中提出自然界广泛存在手性（Chirality）,而手性对映体（Chiral enantiomers）无论是人工的或是天然的,在自然环境中扮演着的奇妙角色,主导着生命体的奥秘。手性农药的使用有效的增加了粮疏瓜果的产量,解决了人类的温饱问题;手性药物的使用攻克某些疑难杂症;手性添加剂的使用可以改善提高食品的品质和稳定性。但是,任何事物都具有两面性,手性农药对映体有可能严重危害生态环境和人体健康,曾有手性药物对映体导致了畸形儿童的产生,手性添加剂的大量使用也使食品环境变得错综复杂。因此,我们把对人体和环境有害的一类手性物质或对映体统称为手性污染物。手性污染物的不同对映体的生物毒害作用有所差异,对应的环境行为即降解和生物代谢过程也存在不同。因此,分析分离和测定环境中的手性污染物,须弄清楚手性污染物的不同对映体在环境中的选择性行为和生物效应,表征和探索手性对映体的作用和变迁,对于生态环境和人体健康来说都非常重要。本文以L-青霉胺、马拉硫磷两种手性污染物为研究对象,以金纳米粒子（AuNPs）、半导体量子点（QDs）以及藻红B（EryB）为探针试剂,以荧光光谱,共振瑞利散射光谱为主要的光谱分析方法,探究了研究对象与光学探针试剂之间的相互作用对体系荧光光谱以及共振瑞利散射光谱的影响。文中讨论了光谱特征、最佳反应条件等的影响,建立了荧光光谱法对手性药物L-青霉胺的测定,建立了两种不同的共振瑞利散射光谱法对手性农药马拉硫磷的测定。同时对各个体系的机理进行了分析讨论,并将建立的新方法用于实际样品中,取得了满意的结果。本论文在国家自然科学基金（No.21175015、21475014）和重庆市研究生创新项目（CYS17290）的资助下完成。其主要研究内容如下:1.基于青霉胺和N-乙酰基-L-半胱氨酸修饰的CdTe量子点与Cu2+的竞争反应检测青霉胺D-青霉胺（D-PA）,作为一种主要的对映体,通常用于诊所用药。但是,另外一种对映体L-青霉胺却有毒。因此,在生物医药或者环境样品中检测L-青霉胺是一项很有意义的工作。N-乙酰基-L-半胱氨酸修饰的CdTe量子点用作荧光探针,成功用于检测L-青霉胺。当有Cu2+存在的情况下,CdTe量子点的荧光被显着猝灭由于Cu2+能够与其表面的N-乙酰基-L-半胱氨酸结合,然而,在上述体系中加入L-青霉胺后,体系的荧光能够得到一定程度的恢复。实验结果表明,当加入L-青霉胺后,体系的缓冲溶液、Cu2+的浓度等会影响体系的荧光强度。在最佳实验条件下,体系的荧光恢复程度与L-青霉胺的浓度在2×10-7-4×10-6mol/L呈线性关系,其相关系数为R2=0.9980.因此,建立了一种新的、简单、快速的检测L-青霉胺的荧光方法,将该方法用于人血清样品和医院废水样品中检测L-青霉胺,取得了满意的结果。2.藻红B作为光散射探针的共振瑞利散射技术检测痕量手性农药马拉硫磷以藻红B作为光散射探针,建立了一种简单、灵敏的光谱方法用于测定手性农药马拉硫磷基于共振瑞利散射（RRS）技术。通过记录体系的荧光光谱、共振瑞利散射光谱以及紫外-可见吸收光谱,讨论藻红B、Pd2+和马拉硫磷三者之间的反应。在最佳实验条件下,当藻红B、Pd2+和马拉硫磷三者单独存在或两两存在时,体系的RRS强度都非常弱。但三者同时存在时,体系的RRS强度显着增强,这可能是由于在酸性条件下,Pd2+能够与马拉硫磷的水解产物和藻红B形成三元复合物。同时,当Pd2+存在时,藻红B的荧光显着猝灭,当再向上述体系中加入马拉硫磷后,荧光强度进一步猝灭。因此,进一步证明体系中形成了三元复合物。在最佳实验条件下,体系的RRS增强的强度与马拉硫磷的浓度在0.012-0.8μg/mL范围内存在良好的线性关系。最低检出限为1.7ng/L,相关系数为0.9960。因此,建立了一种检测马拉硫磷新方法并在实际样品中取得了满意的结果。3.基于L-组氨酸功能化的金纳米-Pd2+测定环境中手性农药马拉硫磷的共振瑞利散射光谱法研究本实验以L-组氨酸作为修饰剂和还原剂,采用一锅合成法合成了具有蓝绿色荧光的L-组氨酸修饰的金纳米。在Pd2+存在的情况下,L-组氨酸修饰的金纳米可以作为共振瑞利散射（RRS）探针,检测手性农药马拉硫磷。在最佳实验条件下,Pd2+可以使L-组氨酸修饰的金纳米的荧光猝灭,同时RRS强度有明显的增强。当向上述体系中进一步加入马拉硫磷后,体系的荧光强度无明显变化,而体系的RRS增强的程度更明显。基于此,建立了检测马拉硫磷的共振瑞利散射光谱法。我们讨论Pd2+、缓冲溶液等反应条件对体系的RRS强度的影响。在最佳实验条件下,RRS增强的强度与马拉硫磷的浓度在0.12-3.2μg/mL存在良好的线性关系,线性方程为ΔIRRS=543.72CMala+21.06,相关系数为0.9985。文中讨论了三者之间的反应机理以及RRS强度增强的原因。同时,新建立的测定马拉硫磷的方法在实际应用中取得了满意的结果。
谢婧倩[4]（2017）在《三类典型手性除草剂的对映体选择性》文中研究表明手性除草剂在农业中广泛使用,当其大量进入环境生态系统后,对映体的生物活性及生态毒性表现出较大的差异性。开发使用高光学纯度的手性除草剂单体将有助于提高有害生物防除效果、减少不必要的环境生态危害以及减少除草剂的施用量。然而,就目前而言,大多数手性除草剂仍以外消旋体的形式存在于市。人们对于除草剂的生物活性、生态毒性以及环境行为的研究也主要集中在外消旋体层面上,在手性层面上的研究还并不多见。本文选取了三类（咪唑啉酮类、酰胺类、芳氧羧酸类）共八种典型手性除草剂作为研究对象。利用高效液相色谱（HPLC）及计算模拟对酰胺类除草剂分离条件进行优化并探讨拆分机理;采用半制备液相色谱与电子圆二色（ECD）光谱联用的方法进行手性除草剂对映体的制备与绝对构型的表征;对八种除草剂对映体直接受试靶标生物稗草,间接受试生物铜绿微囊藻,以及最终进入生物体可能造成的甲状腺激素干扰、雌激素干扰效应进行研究;同时对酰胺类碳轴手性除草剂除草机理及其差异进行研究,并探讨了该类除草剂在水体中的环境行为。主要结论如下:（1）所测试的酰胺类除草剂中,碳手性除草剂敌草胺比具有轴手性的乙草胺、异丙草胺以及异丙甲草胺更易实现对映体分离。对映体分离与对映体及固定相所带基团大小及空间结构有关,也与固定相的空穴,以及二者之间的氢键、π-π作用、偶极-偶极等作用有关。（2）在半制备HPLC上成功制备得到高纯度的八种除草剂对映体,其中咪草烟、甲基咪草烟、甲氧咪草烟和禾草灵的peakl为S构型,peak2为R构型;另外四种,敌草胺、乙草胺、异丙草胺和乳氟禾草灵的peakl为R构型,Peak2为S构型。制备得到的对映体纯品具有很好的溶剂稳定性和热稳定性。（3）R构型酰胺类除草剂在三类除草剂中表现出更加高效低毒的特性。对于酰胺类除草剂而言,由于所含手性中心类型不同,使得防除杂草时作用部位有所差别,碳手性敌草胺更适于施用于土壤,轴手性乙草胺、异丙草胺更适于施用于叶子部分。R-构型咪唑啉酮类以及R-构型禾草灵显得更为高效,但相对来说也具有更高一些的甲状腺激素干扰效应。（4）敌草胺作用下,稗草叶绿素处于抗逆阶段,叶绿素含量出现轻微上调现象,乙草胺作用的稗草叶绿素含量下降,且R-乙草胺的作用效果更为明显。敌草胺、乙草胺对映体及外消旋体处理下,稗草MDA、SOD、POD含量上升以及CAT含量先上升后下降,细胞发生了氧化损伤。两种除草剂作用同样使得GSTs以及调控其表达的基因出现上调现象,且根中EcGSTF1上调幅度大于EcGS7Z1,在地上植株部分则为EcGSTZ1上调幅度远远大于EcGSTF1。总体表现为敌草胺对根中指标影响更为明显,而乙草胺对地上植株部分指标影响更为显着。R-构型除草剂对以上指标影响效果大于S-构型。该作用下表现出了除草剂对映体选择性、手性类型差异性以及基因表达变化组织差异性。（5）铜绿微囊藻存在与否都不会显着影响敌草胺、乙草胺除草剂在培养液中的残留情况;相比较而言,S构型的降解速率可能略大于R构型。富集实验中乙草胺在铜绿微囊藻体内富集效果大于敌草胺,R构型大于S构型。两种除草剂的对映体在藻液及藻体中均未异构化现象。手性层面上对除草剂对映体活性、毒性、作用机理、环境行为进行系统研究有助于更客观评价手性除草剂的效用及安全性,为开发更为高效低毒的单一旋光性除草剂提供理论依据。
陈茜茜,陈秋兰,宋伟,陈猛,袁东星[5]（2014）在《乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺在室外天然水中的非生物降解及其影响因素》文中指出在亚热带冬、夏两季室外自然光照和温度条件下,研究了环境浓度下乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺在河水和海水基底中的非生物降解（水解+光解）行为,并结合室内实验研究了非生物降解的影响因素.室外实验结果表明,冬季（气温12.30—26.98℃,平均17.47℃）乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺在河水中的非生物降解半衰期（t1/2）为64—131 d、水解t1/2为105—346 d、光解t1/2为159—410 d,海水中非生物降解t1/2为89—193 d、水解t1/2为77—277 d、光解t1/2为417—630 d;夏季（气温20.77—30.37℃,平均27.22℃）3种目标农药在河水中非生物降解t1/2为4—20 d、水解t1/2为7—54 d、光解t1/2为7—32 d,海水中非生物降解t1/2为10—50 d、水解t1/2为23—67 d、光解t1/2为17—192 d.目标农药在海水中的残留持久性远高于河水;超纯水条件下,光解在目标农药的非生物降解中占主导地位;河水中的光解速率快于海水.室内实验发现,硝酸盐促进了3种目标农药的水解,同时对乙草胺和丁草胺的光解也起到促进作用;p H升高促进了异丙甲草胺的水解和光解速率,但是抑制了丁草胺的水解和乙草胺、丁草胺的光解;腐殖质添加浓度为10 mg·L-1和20 mg·L-1时促进了3种目标农药的水解,但在浓度达30 mg·L-1时则抑制了乙草胺的水解及异丙甲草胺的光解.总体而言,3种目标农药在实际水环境中的降解半衰期均较长,其降解机理和毒性效应值得进一步研究.
赵锋[6]（2012）在《哒嗪硫磷环境行为研究》文中进行了进一步梳理哒嗪硫磷环境行为研究旨在阐明哒嗪硫磷在环境中的归宿和潜在危害,为其科学合理使用和环境安全性评价提供科学依据。本文建立了哒嗪硫磷残留分析方法。研究了哒嗪硫磷的水解、光解、土壤降解、土壤吸附及淋溶迁移等环境行为特性。建立了哒嗪硫磷水和土壤中农药残留分析方法,采用有机溶剂萃取,GC-FPD检测,水和土壤中哒嗪硫磷的回收率分别为100.99%～102.39%,87.29%～89.98%。相对标准偏差分别为1.36%～3.03%,1.53%～3.16%。最低检测浓度分别为0.02mg/L和0.05mg/L。同时建立了水中哒嗪硫磷高效液相色谱分析方法,水样过滤膜后直接检测,方法最低检测浓度为0.2mg/L,本方法无需前处理,操作简单。哒嗪硫磷在不同pH值缓冲溶液中水解速率依次为：pH9>pH7>pH5,水解半衰期（25℃）分别为10.52、30.00和73.72d。哒嗪硫磷的水解是碱催化水解,pH值是水解的决定性因素；水解同时受温度的影响,随温度升高水解速率加快,温度每提高10℃,水解速率增加2.98倍。SDS能显着抑制哒嗪硫磷水解,且随着浓度的增大抑制作用增强。哒嗪硫磷在自然环境中水解速度大于室内模拟实验。表明微生物降解和光解对哒嗪硫磷在自然环境中降解发挥一定作用。以高压汞灯为光源,研究了哒嗪硫磷在液相中的光化学降解及影响因素。结果表明,哒嗪硫磷浓度5mg/L时在纯水中光解半衰期为9.82h,哒嗪硫磷在不同有机溶剂中的光解速率大小依次为正己烷>乙酸乙酯>甲醇>乙腈,在碱性溶液中比中性和酸性溶液中光解快。在2mg/L-20mg/L浓度范围内,哒嗪硫磷在水与甲醇中光解速率均随初始浓度的增加而降低。硝酸盐对哒嗪硫磷水中光解有一定的光敏化作用,而表面活性剂（SDS）则表现出显着的光猝灭作用,且猝灭作用与剂量比正相关。Fe3+和Fe2+对哒嗪硫磷水中光解有极强的光敏作用,并且光敏效应随着离子浓度的提高表现出先增加后减小的现象。光解产物的HPLC-MS检测表明,哒嗪硫磷在水中光解主要途径是发生光氧化和光异构化作用。哒嗪硫磷在江西红壤、南京黄棕壤和东北黑土中的降解半衰期分别为105.00、10.27和78.75d。在好气、渍水、灭菌三种条件下,哒嗪硫磷在3种土壤中的降解速率均为南京黄棕壤>东北黑土>江西红壤,降解速率随土壤pH值的增大而增大。哒嗪硫磷在土壤中降解主要为微生物降解,且渍水条件下的厌氧微生物有利于哒嗪硫磷降解。哒嗪硫磷在模拟自然条件下降解速率快于实验室避光培养条件,可能光解对哒嗪硫磷的土壤降解起到一定作用。哒嗪硫磷在三种不同土壤中的吸附情况能很好地符合Freundiich等温吸附方程,属L型等温吸附线；吸附强弱顺序为东北黑土>南京黄棕壤>江西红壤,哒嗪硫磷的Koc值为1043.64-1656.62。哒嗪硫磷在3种土壤上的平均吸附自由能为-17.62kJ/mol,说明哒嗪硫磷在土壤上的吸附以物理作用为主。哒嗪硫磷在土壤中吸附常数与土壤有机质含量显着正相关。解吸强弱顺序为江西红壤>南京黄棕壤>东北黑土,符合吸附能力越强,解吸附能力越弱的规律。土壤薄层层析法和土柱淋溶法研究表明哒嗪硫磷在供试三种土壤中均为不移动、不淋溶,表明在正常使用情况下,哒嗪硫磷不易对地下水造成污染。哒嗪硫磷在3种土壤中的淋溶性强弱顺序为：江西红壤>南京黄棕壤>东北黑土,随土壤有机质含量增加,淋溶性减弱。
逯忠斌[7]（2011）在《新农药HW-02的环境行为研究》文中指出HW-02是华中师范大学农药化学研究所开发的有机磷类除草剂,可用于玉米田和草坪防除阔叶杂草。本文对HW-02的环境行为进行较为系统的研究,包括HW-02的土壤吸附规律,光解、水解速率和降解机理,HW-02对土壤中4种酶活性的影响,建立了玉米籽粒中HW-02的残留分析方法,进行了最终残留量测定,并对MRL进行了安全风险评估。具体研究结果如下:1.不同类型土壤对HW-02的吸附规律选取草甸黑土、盐化潮土、黄棕壤、白浆土和黑钙土5种不同类型的土壤,采用经典的振荡平衡法进行吸附性研究,结果表明,HW-02在5种土壤中的吸附速率较快,3-5 h后基本达到吸附平衡,其吸附特性均可用Freundlich方程描述;5种土壤的吸附能力为草甸黑土>盐化潮土>黑钙土>黄棕壤>白浆土,吸附自由能为-22.25--28.57 （kJ/mol）,说明HW-02在土壤中的吸附以物理吸附为主。HW-02在土壤上的吸附能力与土壤有机质含量具有明显的相关性,而与土壤pH和阳离子交换量（CEC）相关性不显着,但二因子组合与KF的相关性较好。实验结果总体表明,HW-02在5种不同类型土壤中的吸附能力为中等至较强,反之其在土壤中的淋溶性为较弱至中等。2. HW-02在不同有机溶剂中的光解进行了HW-02在4种有机溶剂中的光降解实验,用GC-MS对HW-02母体化合物的光解速率进行测定,并对其光解产物进行分离和鉴定,结果表明,HW-02在4种有机溶剂中的光解反应均符合一级动力学规律,在强度为1.641×105 lux紫外光下照射40 min,HW-02在4种溶剂中的降解顺序为正己烷>甲醇>二甲苯>丙酮,降解速率分别为99.3%、72.72%、54.4%和42.9%,光解半衰期分别为11.72,21.74,30.27和39.40 min,说明HW-02在4种溶剂中的光解速度具有较大差异,原因是4种有机溶剂对紫外光的吸收强度差异所致,综合比较,HW-02在4种有机溶剂中的光解速率均较快。利用GC-MS技术鉴定了紫外光照射下HW-02在有机溶剂中的光降解产物,鉴定出主要8种光解产物,根据HW-02母体及其光降解产物的结构特征,可以看出在光解过程中发生了三种不同的反应:一是酯键断裂,二是脱氯反应,三是酯化反应。其光降解机理包括了光水解、光还原和酯化作用三种反应机制。研究中还发现HW-02的中间光解产物还可以进一步光解,并不产生积累,最终可能矿化成磷酸和碳氧化物。3. HW-02在不同条件下的水解用GC-MS测定了HW-02在不同缓冲溶液、不同温度、不同来源水体条件下的降解速率,研究结果表明,HW-02在上述条件下的水解反应均符合一级动力学规律,水解半衰期分别为0.40-167.99 h、0.81-4.08 h和5.09-6.50 h。HW-02在缓冲溶液中的水解速率随pH增加和温度的升高而加快,表现出明显的正相关,其提高幅度为5-400倍,在正常气候条件下,可推测HW-02在地表水中不会造成积累。利用GC-MS分离鉴定了不同pH的缓冲溶液中HW-02的水解产物,结果发现,在不同的缓冲溶液中,均发现了两种不同的水解产物,其浓度随着水解时间的延长而增大。与质谱库对比,确认两种产物为2,4-二氯苯氧基乙酸甲酯和2,4-二氯苯氧基乙酸。根据HW-02母体结构特点和所鉴定出的水解产物分子结构,对HW-02的水解机理进行推测,HW-02的水解是典型的双原子亲核取代反应,导致O-C键断裂,生成2,4-二氯苯氧基乙酸,再与有机磷母体结构上脱下的甲醇发生酯化反应,生成2,4-二氯苯氧基乙酸甲酯。根据HW-02水解活化能计算结果,可以判断出HW-02属于较易水解农药,不易在水域环境中长期残留,对环境影响较小。4. HW-02对土壤酶活性的影响测定了HW-02对土壤磷酸酶、脲酶、转化酶和过氧化氢酶活性的影响,结果表明, HW-02在使用后1天内,对脲酶和过氧化氢酶有激活作用,之后则表现为抑制作用; HW-02使用后1天内,对转化酶有较强的抑制作用,之后则表现为激活作用;磷酸酶则始终表现为激活作用。HW-02对土壤中4种主要酶的总体抑制率影响幅度为-33.41-43.95%,大部分都在20%以内。由此得出,HW-02对土壤中主要酶活性的影响较小。5. HW-02在玉米籽粒中最终残留量测定与安全风险评估本文建立了HW-02在玉米籽粒中最终残留量的气相色谱分析方法,该方法具有准确度高,重现性好,提取与净化简单等特点。用此方法测定了经两年田间试验所采集的玉米籽粒样本,提出了HW-02在玉米籽粒中MRL为0.25 mg/kg的建议,并对此建议值进行了安全风险评估。评估结果表明,HW-02在450-900 g a.i/hm2用量下所制定的MRL是安全的。
贾娜[8]（2011）在《2，4-滴丁酯环境行为研究》文中指出2,4-滴丁酯环境行为研究旨在阐明2,4-滴丁酯在环境中的归宿和潜在危害,为其科学合理使用和环境安全性评价提供科学依据。本文建立了2,4-滴丁酯残留分析方法。并通过此方法研究了2,4-滴丁酯的水解、光解、土壤降解、土壤吸附及淋溶迁移等环境行为特性。建立了土壤和水样中2,4-滴丁酯GC检测方法。在0.05-10 mg·L-1范围内,2,4-滴丁酯峰面积和浓度间相关性良好,线性回归方程：y=33371x-7189.8,相关系数x=0.997 4；水样中添加0.005-0.1 mg·L-1,2,4-滴丁酯的平均回收率是100.63%,变异系数1.30%；土壤中添加0.01、0.1mg·kg-1,2,4-滴丁酯的平均回收率102.15%,变异系数4.99%；2,4-滴丁酯在水中的最低检测浓度为0.005mg·L-1；土壤中的最低检测浓度为0.05 mg·kg-1。该方法满足残留分析检测的要求,为研究2,4-滴丁酯环境行为奠定了基础。2,4-滴丁酯在缓冲溶液中水解速率依次为：pH9>pH7>pH5,水解半衰期（25℃）分别为10.7 min、5.8 d、23.5 d。水解反应是碱催化水解,pH值是决定因素；温度对2,4-滴丁酯的水解影响明显,随温度升高,降解加快。在15℃到35℃范围内,温度每提高10℃,水解速率增加1.57倍；2,4-滴丁酯水解反应的活化能与温度之间无明显相关性,而活化熵与温度呈显着的相关性,相关系数r=1；活化熵为负值说明水解反应由活化熵的增加所驱动；2,4-滴丁酯水解产物甲酯化衍生后,经GC-MS鉴定,根据其结构推测,2,4-滴丁酯的水解机制是先发生酯键断裂生成2,4-二氯苯氧乙酸,再进一步醚键断裂生成2,4-二氯苯酚。2,4-滴丁酯在不同溶剂中的光解存在明显差异,在正己烷中光解速率最快,其次是甲醇,而在丙酮中几乎无降解；光解同时受初始浓度的影响,2,4-滴丁酯在正己烷中的光解随浓度不同而异,高浓度光解缓慢,低浓度光解迅速,可能原因是光能一定的条件下,高浓度使单位分子平均接受的光能减少,发生光降解的几率减少。2,4-滴丁酯在砂土、壤土和粘土中的降解半衰期分别为10.85d、8.38d、6.94d,在相应灭菌土壤中的降解半衰期分别为46.2d、27.28d和38.93d；通过灭菌和未灭菌土壤中2,4-滴丁酯的降解比较,得出土壤微生物对2,4-滴丁酯的土壤降解起着重要作用；土壤有机质含量因影响土壤微生物的种类和数量而影响2,4-滴丁酯的土壤降解；自然状态下2,4-滴丁酯在土壤中的降解不能很好地符合一级动力学方程,降解同时伴有水解、挥发、光解等多种作用,可能受光强,温差等多种自然因素和其他因素的影响,使降解呈现不规律性。采用振荡平衡法研究了2,4-滴丁酯的吸附特性。2,4-滴丁酯在三种供试土壤中的吸附均符合Fruendlch等温吸附方程,相关系数r均在0.95以上。在粘土和壤土上的吸附等温线呈L型,在砂土上的吸附等温线呈S型；2,4-滴丁酯在砂土、壤土和粘土中的吸附常数Kd分别为0.96,1.73和5.90,表明其不易被土壤吸附；2,4-滴丁酯在三种土壤中的吸附强弱顺序为：粘土>壤土>砂土,有机质含量增加,吸附能力增强；2,4-滴丁酯在砂土、壤土和粘土中的吸附自由能分别为12.40 kJ·mol-1、12.18 kJ·mol-1、13.82 kJ·mol-1,均小于40kJ·mol-1,表明2,4-滴丁酯在土壤中的吸附属于物理吸附,吸附机理可能有氢键、偶极键作用而不存在化学键吸附作用。土壤薄层层析法研究了2,4-滴丁酯的移动性。2,4-滴丁酯在三种土壤中的Rr值分别为粘土0.19、壤土0.45、砂土0.56,分别属于第1V等级不易移动、第Ⅲ等级中等移动、第Ⅲ等级中等移动；2,4-滴丁酯在土壤中的移动性强弱顺序为：砂土>壤土>粘土,随土壤有机质含量增加,移动性减弱。
刘俊华[9]（2009）在《丁噻隆、毒草胺在土壤环境中的行为特性研究》文中研究表明丁噻隆属于苯脲除草剂,是一种光合作用的抑制剂,在国外已成为常规除草剂。广泛应用于大麦、小麦、棉花、甘蔗、胡萝卜、田中防除一年生杂草。本论文研究了丁噻隆原药的吸附、淋溶和土壤降解等环境行为特性,为丁噻隆环境风险评价与环境污染控制提供相应的生态环境资料和科学依据。毒草胺属于氯乙酰胺类除草剂,是细胞分裂抑制剂,应用于玉米、棉花、大豆、花生、蔬菜田中防除一年生禾本科杂草及某些阔叶杂草。在国外,部分学者对其施用后的环境归趋进行了相关的研究,但在国内尚未见其相关报道。因此,有必要对其在我国典型土壤环境中的行为进行研究,以评价其可能产生的环境污染风险。第一,文献综述中详细介绍了农药在土壤中吸附和降解的研究方法、吸附机理、影响因素等,并对丁噻隆、毒草胺的性质、用途和国内外的研究状况进行了介绍和评述。第二,建立了高效液相色谱法测定土壤中丁噻隆、毒草胺的简易残留检测方法。丁噻隆、毒草胺测定采用甲醇：水=50：50为流动相。结果表明丁噻隆、毒草胺在各浓度水平的添加回收率分别为84.7%-102%,83.6%～89.7%,在土壤和水中的最小检测浓度分别为0.05mg/kg和0.05mg/L,符合现代农药残留分析要求。第三,研究了丁噻隆、毒草胺在不同pH值和温度条件下的水解特性,对其在水溶液中的降解途径做了初步探讨。结果表明：丁噻隆在不同条件下的水解速率差异不大。丁噻隆在水溶液难降解,具有较强的化学稳定性。在酸性条件下水解率略高于碱性条件,总体来讲,酸度对其的水解作用影响较小。当pH=9时,温度对丁噻隆的水解速率有一定影响,温度增加,水解速率加快；其它条件下,温度的影响较小毒草胺在弱酸性（pH=5.0）或中性条件下,水解明显高于碱性条件。水解反应速率常数随温度的升高而增大,且其水解均能满足一级动力学方程。在常温下,毒草胺难降解。丁噻隆、毒草胺在3种不同类型土壤中的降解动力学特性结果表明：丁噻隆在江西红壤、东北黑土和太湖水稻土中的降解半衰期依次为111.8d、115.5d、91.2d,难降解。毒草胺的降解半衰期依次为46.5d、11.0d、6.4d,在有机质含量高的东北黑土中容易降解,主要是微生物降解。第四,分别采用振荡平衡法和柱淋溶法研究了丁噻隆在土壤中的吸附和淋溶特性及其影响因素,结果表明,丁噻隆在5种土壤上的吸附特性能较好的用线性吸附等温线拟合,吸附常数Kd值在0.19～2.87mL·g1之间,Kd<5,属难吸附农药。影响丁噻隆在土壤中吸附的因素主要是土壤有机质含量。有机质含量越高,吸附越强。丁噻隆在土壤中具有较强的淋溶性。第五,研究了毒草胺在土壤中的吸附,淋溶行为及影响因素,并与丁噻隆的吸附行为进行了比较,发现毒草胺与丁噻隆在土壤中的吸附和淋溶行为相似,不易被土壤持留,容易淋溶。
丛鑫[10]（2009）在《农药污染场地中有机氯化合物的分布及其修复研究》文中研究指明本文以有着30多年生产历史的某农药企业搬迁遗留场地土壤中污染物质HCHs和DDTs为研究对象,对场地各功能区表层和垂向土壤及相应土壤有机-矿质复合体组分中污染物质的分布情况开展了系统的研究。并采用地统计学方法对场地土壤的污染水平进行了空间分析。通过土壤中污染物质含量与土壤理化性质参数间的相关性分析及各种现代仪器分析手段,探讨了HCHs和DDTs在场地土壤中的分布、迁移和降解规律。针对场地中已受到有机氯农药严重污染的土壤,开展了零价铁化学还原降解实验,对可能影响降解速率的实验因素进行了分析探讨。并建立了污染物质的降解速率与分子结构的多参数线性自由能关系（LFER）模型,从分子水平上讨论了在多种污染物共存体系中污染物质降解速率的主要影响因素和竞争还原机制。对于土壤中大量存在的已受到不同程度农药污染的多孔粘土砖废弃物,开展了高温热脱附实验,定量分析和探讨了砖体材料中有机氯化合物的热脱附动力学规律。对农药污染场地中特征污染物分布和可修复性的研究工作将为场地的环境风险管理和大规模土壤修复提供一定的理论和实验基础。
二、异丙草胺在不同缓冲体系中水解的温度效应研究（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、异丙草胺在不同缓冲体系中水解的温度效应研究（论文提纲范文）
（1）氟恶唑酰胺和抑霉唑对映体生物活性、生态毒性差异及立体行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 手性农药立体异构体分离及制备研究进展 |
| 1.1.1 晶体法 |
| 1.1.2 色谱法 |
| 1.1.3 化学拆分 |
| 1.1.4 酶和微生物转化法 |
| 1.1.5 催化不对称合成法 |
| 1.1.6 其他方法 |
| 1.2 手性农药立体异构体对靶标生物选择性生物活性研究进展 |
| 1.2.1 杀虫剂立体异构体对靶标生物选择性生物活性 |
| 1.2.2 杀菌剂立体异构体对靶标生物选择性生物活性 |
| 1.2.3 除草剂立体异构体对靶标生物选择性生物活性 |
| 1.3 手性农药立体异构体对非靶标生物选择性毒性研究进展 |
| 1.3.1 手性农药对映体对活体生物毒性效应研究 |
| 1.3.2 手性农药对映体对体外细胞毒性效应研究进展 |
| 1.4 手性农药在动植物中的选择性富集及降解研究进展 |
| 1.4.1 手性农药在动物中的选择性富集及降解 |
| 1.4.2 手性农药在植物中的选择性富集及降解 |
| 1.5 手性农药在土壤和水中的选择性降解研究进展 |
| 1.5.1 手性农药在土壤中的选择性降解 |
| 1.5.2 手性农药在水中的选择性降解 |
| 1.6 手性农药氟恶唑酰胺和抑霉唑研究进展 |
| 1.6.1 手性农药氟恶唑酰胺研究进展 |
| 1.6.2 手性农药抑霉唑研究进展 |
| 1.7 论文的立题依据及研究计划 |
| 第二章 氟恶唑酰胺和抑霉唑对映体分离、制备及检测 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 仪器 |
| 2.2.2 化学品及试剂 |
| 2.2.3 标准溶液配制 |
| 2.2.4 手性分离及制备条件 |
| 2.2.5 对映体旋光及绝对构型鉴定 |
| 2.2.6 数据分析 |
| 2.3 结果分析与讨论 |
| 2.3.1 氟恶唑酰胺对映体分离 |
| 2.3.2 抑霉唑及抑霉唑-M对映体分离 |
| 2.3.3 对映体制备 |
| 2.3.4 对映体旋光及绝对构型鉴定 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 氟恶唑酰胺和抑霉唑对映体稳定性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 仪器 |
| 3.2.2 化学品及试剂 |
| 3.2.3 光解稳定性实验 |
| 3.2.4 水解稳定性实验 |
| 3.2.5 土壤中稳定性实验 |
| 3.2.6 样品前处理 |
| 3.2.7 残留分析方法评价 |
| 3.2.8 数据处理 |
| 3.3 结果分析与讨论 |
| 3.3.1 残留分析方法评价 |
| 3.3.2 氟恶唑酰胺和抑霉唑对映体光解稳定性 |
| 3.3.3 抑霉唑对映体水解稳定性 |
| 3.3.4 氟恶唑酰胺和抑霉唑对映体在土壤中稳定性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 氟恶唑酰胺和抑霉唑对映体立体选择性活性差异 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 仪器 |
| 4.2.2 化学品和试剂 |
| 4.2.3 生物测定方法 |
| 4.3 结果分析与讨论 |
| 4.3.1 氟恶唑酰胺对映体活性差异 |
| 4.3.2 抑霉唑对映体活性差异 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 氟恶唑酰胺和抑霉唑对映体立体选择性毒性差异 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 仪器 |
| 5.2.2 化学品及试剂 |
| 5.2.3 供试生物 |
| 5.2.4 毒性测定方法 |
| 5.2.5 数据处理 |
| 5.3 结果分析与讨论 |
| 5.3.1 氟恶唑酰胺对映体对蜜蜂的选择性急性毒性 |
| 5.3.2 抑霉唑及抑霉唑-M对映体选择性急性毒性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 氟恶唑酰胺和抑霉唑对映体活性及毒性差异机理 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 计算方法 |
| 6.2.1 同源模建方法 |
| 6.2.2 分子对接计算方法 |
| 6.2.3 蛋白序列的保守性分析 |
| 6.3 结果分析与讨论 |
| 6.3.1 氟恶唑酰胺对映体选择性生物活性及毒性机理 |
| 6.3.2 抑霉唑对映体选择性生物活性机理 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 氟恶唑酰胺和抑霉唑在作物和土壤中的选择性环境行为研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 仪器 |
| 7.2.2 化学品和试剂 |
| 7.2.3 田间实验设计 |
| 7.2.4 样品分析方法 |
| 7.2.5 残留分析方法评价 |
| 7.2.6 数据分析 |
| 7.3 结果分析与讨论 |
| 7.3.1 氟恶唑酰胺和抑霉唑分析方法优化及评价 |
| 7.3.2 氟恶唑酰胺和抑霉唑在作物和土壤中的选择性降解 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 结论及展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（2）碳轴双手性中心农药异丙甲草胺的分离分析及高效安全的立体选择性（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 手性农药的分离分析方法研究进展 |
| 1.1.1 高效液相色谱法 |
| 1.1.2 超临界流体色谱法 |
| 1.1.3 手性农药的绝对构型表征 |
| 1.2 酰胺类农药效应毒性研究进展 |
| 1.3 双手性中心农药的研究进展 |
| 1.3.1 碳碳双手性中心农药 |
| 1.3.2 碳磷双手性中心农药 |
| 1.3.3 碳硫双手性中心农药 |
| 1.3.4 碳轴双手性中心农药 |
| 1.4 本论文的研究目的和意义 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 手性农药对映体的分离制备和绝对构型表征 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 材料方法 |
| 2.2.1 主要材料和试剂 |
| 2.2.2 仪器设备 |
| 2.2.3 半制备高效液相色谱分离方法 |
| 2.2.4 电子圆二色谱的实测及计算模拟 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 手性农药的半制备分离 |
| 2.3.2 手性农药的绝对构型表征 |
| 2.3.3 讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 手性农药对映体在合相色谱上的分离 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 主要材料和试剂 |
| 3.2.2 仪器设备 |
| 3.2.3 合相色谱手性分离方法 |
| 3.2.4 分子对接 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 固定相和流动相的快速筛选 |
| 3.3.2 其他色谱条件优化 |
| 3.3.3 分子对接与分离机理 |
| 3.3.4 最佳拆分条件 |
| 3.3.5 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 异丙甲草胺的选择性除草活性及机制 |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 主要材料与试剂 |
| 4.2.2 仪器设备 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.4 数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 异丙甲草胺选择性除草活性 |
| 4.3.2 异丙甲草胺选择性除草活性机制 |
| 4.3.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 酰胺类农药由性激素受体介导的内分泌干扰效应 |
| 5.1 研究背景 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 主要材料和试剂 |
| 5.2.2 仪器设备 |
| 5.2.3 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 酰胺类农药的细胞毒性 |
| 5.3.2 酰胺类农药的类雌激素效应和抗雌激素效应 |
| 5.3.3 酰胺类农药的类雄激素效应和抗雄激素效应 |
| 5.3.4 酰胺类农药的类孕激素效应和抗孕激素效应 |
| 5.3.5 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的学术成果 |
（3）荧光及共振瑞利散射光谱法检测环境中痕量手性污染物（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 手性污染物 |
| 1.1.1 手性 |
| 1.1.2 手性污染物 |
| 1.1.3 手性污染物的环境选择性行为 |
| 1.1.4 手性污染物的检测方法 |
| 1.2 研究对象简介 |
| 1.2.1 青霉胺简介 |
| 1.2.2 马拉硫磷简介 |
| 1.3 研究方法简介 |
| 1.3.1 荧光光谱法 |
| 1.3.2 共振瑞利散射光谱法 |
| 1.3.3 紫外-可见吸收光谱 |
| 1.4 本文主要研究内容及意义 |
| 参考文献 |
| 2 研究报告 |
| 2.1 基于青霉胺和N-乙酰基-L-半胱氨酸修饰的CdTe量子点与Cu~(2+)的竞争反应检测青霉胺 |
| 2.1.1 实验部分 |
| 2.1.1.1 实验仪器 |
| 2.1.1.2 试剂药品 |
| 2.1.1.3 N-乙酰基-L-半胱氨酸修饰的CdTe量子点的制备 |
| 2.1.1.4 检测L-青霉胺的方法 |
| 2.1.2 结果与讨论 |
| 2.1.2.1 N-乙酰基-L-半胱氨酸修饰的CdTe量子点的特征 |
| 2.1.2.2 荧光光谱 |
| 2.1.2.3 实验条件优化 |
| 2.1.2.4 工作曲线 |
| 2.1.2.5 反应体系的选择性 |
| 2.1.2.6 体系的反应机理 |
| 2.1.2.7 分析应用 |
| 2.1.3 结论 |
| 参考文献 |
| 2.2 藻红B作为光散射探针的共振瑞利散射技术检测痕量手性农药马拉硫磷 |
| 2.2.1 实验部分 |
| 2.2.1.1 实验仪器 |
| 2.2.1.2 试剂药品 |
| 2.2.1.3 检测马拉硫磷的方法 |
| 2.2.2 结果与讨论 |
| 2.2.2.1 RRS和荧光光谱 |
| 2.2.2.2 实验条件优化 |
| 2.2.2.3 标准曲线 |
| 2.2.2.4 体系的选择性 |
| 2.2.2.5 反应体系的机理讨论 |
| 2.2.2.6 分析应用 |
| 2.2.3 结论 |
| 参考文献 |
| 2.3 基于L-组氨酸功能化的金纳米-Pd~(2+)测定环境中手性农药马拉硫磷的共振瑞利散射光谱法研究 |
| 2.3.1 实验部分 |
| 2.3.1.1 实验仪器 |
| 2.3.1.2 试剂药品 |
| 2.3.1.3 L-组氨酸修饰的金纳米的合成 |
| 2.3.1.4 检测马拉硫磷的方法 |
| 2.3.2 结果与讨论 |
| 2.3.2.1 L-组氨酸修饰的金纳米的光谱特征 |
| 2.3.2.2 RRS光谱和荧光光谱 |
| 2.3.2.3 实验的条件优化 |
| 2.3.2.4 标准曲线 |
| 2.3.2.5 体系的选择性 |
| 2.3.2.6 反应体系的机理讨论 |
| 2.3.2.7 分析应用 |
| 2.3.3 结论 |
| 参考文献 |
| 硕士期间的科研成果 |
| 致谢 |
（4）三类典型手性除草剂的对映体选择性（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 1 绪论 |
| 1.1 手性除草剂种类 |
| 1.2 对映体分离及制备方法 |
| 1.2.1 色谱拆分法 |
| 1.2.1.1 气相色谱法(GC) |
| 1.2.1.2 高效液相色谱法(HPLC) |
| 1.2.1.3 毛细管电泳法(HPCE) |
| 1.2.1.4 超临界液体色谱(SFC) |
| 1.2.2 化学拆分法 |
| 1.2.3 结晶拆分法 |
| 1.2.4 微生物拆分法 |
| 1.3 对映体绝对构型表征方法 |
| 1.3.1 非光谱法 |
| 1.3.2 光谱法 |
| 1.3.2.1 电子圆二色(ECD)计算 |
| 1.3.2.2 振动圆二色(VCD)计算 |
| 1.3.2.3 激子手性方法 |
| 1.4 手性除草剂对映异构体环境行为研究 |
| 1.4.1 手性除草剂在土壤中的行为研究 |
| 1.4.2 手性除草剂在水中的行为研究 |
| 1.4.3 手性除草剂在植物体中的行为研究 |
| 1.4.4 手性除草剂在动物体中的行为研究 |
| 1.4.5 手性除草剂对映体比例评价指标 |
| 1.5 手性除草剂对映异构体效应毒理研究 |
| 1.6 除草剂污染处理技术 |
| 1.6.1 土壤污染处理技术 |
| 1.6.2 水体污染处理技术 |
| 1.7 几类供试手性除草剂研究进展 |
| 1.7.1 几种供试手性除草剂的基本性质 |
| 1.7.2 几种供试手性除草剂的手性拆分 |
| 1.7.3 几种供试手性除草剂的对映体选择性 |
| 1.7.4 几类供试手性除草剂作用机理 |
| 1.8 本论文立题依据、研究目的及意义 |
| 2 除草剂对映体的制备、表征及稳定性判定 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要材料与试剂 |
| 2.2.2 仪器设备 |
| 2.2.3 色谱参数 |
| 2.2.4 实验/计算圆二色(ECD) |
| 2.2.5 对映体对接模型建立 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 酰胺类手性除草剂的HPLC分离优化 |
| 2.3.1.1 不同手性柱及流动相对分离效果的影响 |
| 2.3.1.2 不同流速对分离效果的影响 |
| 2.3.1.3 不同温度对分离效果的影响 |
| 2.3.2 手性识别机理 |
| 2.3.3 手性除草剂对映体的制备 |
| 2.3.4 手性除草剂对映体的绝对构型表征 |
| 2.3.5 手性除草剂对映体的稳定性 |
| 2.4 小结 |
| 3 三大类手性除草剂生物毒性效应的对映体差异 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要材料与试剂 |
| 3.2.2 仪器设备 |
| 3.2.3 供试生物培养 |
| 3.2.3.1 稗草培养 |
| 3.2.3.2 铜绿微囊藻培养 |
| 3.2.3.3 重组酵母双杂交实验 |
| 3.2.3.4 人乳腺癌细胞(MCF-7)增殖实验 |
| 3.2.3.5 数据统计 |
| 3.2.3.6 对映体作用差异分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 手性除草剂对映体对稗草的选择性差异 |
| 3.3.2 手性除草剂对映体对铜绿微囊藻的选择性差异 |
| 3.3.3 手性除草剂对映体对甲状腺激素干扰的选择性差异 |
| 3.3.4 手性除草剂对映体雌激素干扰效应的选择性差异 |
| 3.4 对映体差异原因分析 |
| 3.5 小结 |
| 4 轴手性酰胺类除草剂除草机制差异研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 稗草培养条件 |
| 4.2.3 叶绿素含量测定 |
| 4.2.4 抗氧化系统活性测定 |
| 4.2.5 谷胱甘肽转移酶(GST)测定 |
| 4.2.6 GST基因转录水平测定 |
| 4.2.6.1 总RNA提取 |
| 4.2.6.2 利用总RNA作为模板合成cDNA第一链 |
| 4.2.6.3 引物设计 |
| 4.2.6.4 目的片段扩增 |
| 4.2.6.5 实时定量荧光PCR检测GSTs基因表达 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 除草剂对映体对叶绿素含量的影响 |
| 4.3.2 除草剂对映体对抗氧化系统的影响 |
| 4.3.2.1 丙二醛含量(MDA)影响 |
| 4.3.2.2 超氧化物歧化酶(SOD)活性影响 |
| 4.3.2.3 过氧化物酶(POD)活性影响 |
| 4.3.2.4 过氧化氢酶(CAT)活性影响 |
| 4.3.3 除草剂对映体对稗草过氧化物酶(GST)活性的影响 |
| 4.3.4 除草剂对映体对GST基因表达的影响 |
| 4.3.4.1 总RNA提取 |
| 4.3.4.2 EcGSTs目的基因片段扩增 |
| 4.3.4.3 EcGSTs目的基因Q-PCR分析 |
| 4.4 小结 |
| 5 碳轴手性酰胺类除草剂在藻液及藻体中的环境行为差异研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.1.1 药品与试剂 |
| 5.2.1.2 仪器设备 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.2.1 除草剂对映体残留实验 |
| 5.2.2.2 富集实验 |
| 5.2.2.3 异构化实验 |
| 5.2.3 铜绿微囊藻生物量测定 |
| 5.2.4 样品前处理 |
| 5.2.4.1 藻液分离 |
| 5.2.4.2 培养液处理 |
| 5.2.4.3 铜绿微囊藻样品含量测定 |
| 5.2.5 标准溶液配制 |
| 5.2.6 加标回收 |
| 5.2.7 分析方法 |
| 5.2.8 数据处理 |
| 5.2.8.1 对映体分数计算 |
| 5.2.8.2 生物富集倍数计算 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 方法确证 |
| 5.3.2 除草剂对映体残留 |
| 5.3.3 除草剂对映体富集 |
| 5.3.4 除草剂对映体在藻及藻液中的异构化现象 |
| 5.4 小结 |
| 6 研究结果与工作展望 |
| 6.1 研究结果 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 工作展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间学术成果 |
（5）乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺在室外天然水中的非生物降解及其影响因素（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 主要仪器设备 |
| 1.3 实验方法 |
| 1.3.1 自然条件下非生物降解实验 |
| 1.3.2 室内水解实验 |
| 1.3.3 室内光解实验 |
| 1.3.4 水样前处理 |
| 1.3.5 降解半衰期的计算 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 样品分析过程的质量控制 |
| 2.2 自然条件下目标农药的降解行为 |
| 2.2.1 非生物降解 |
| 2.2.2 水解 |
| 2.2.3 光解 |
| 2.3 降解的影响因素 |
| 2.3.1 水解的影响因素 |
| 2.3.2 光解的影响因素 |
| 3 结论 |
（6）哒嗪硫磷环境行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1 有机磷农药的环境行为研究 |
| 1.1 有机磷农药光解研究进展 |
| 1.2 有机磷农药的水解作用 |
| 1.3 有机磷农药在土壤中的降解 |
| 1.4 有机磷农药在土壤中的吸附研究 |
| 1.5 有机磷农药在土壤中的迁移淋溶研究 |
| 2 哒嗪硫磷简介及环境行为研究进展 |
| 3 本研究目的意义及内容 |
| 第二章 哒嗪硫磷残留分析方法的建立 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 仪器条件的优化 |
| 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(LOD) |
| 2.5 添加回收率 |
| 3 小结 |
| 第三章 哒嗪硫磷的水解作用 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 哒嗪硫磷的水解特性 |
| 2.2 表面活性剂对哒嗪硫磷的水解的影响 |
| 2.3 哒嗪硫磷水溶液在自然环境中的降解 |
| 3 小结 |
| 第四章 哒嗪硫磷的光解作用 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 哒嗪硫磷光解产物鉴定 |
| 1.4 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 哒嗪硫磷不同初始浓度光解动力学 |
| 2.2 哒嗪硫磷在不同pH溶液中的光化学降解 |
| 2.3 哒嗪硫磷在不同有机溶剂中的光解 |
| 2.4 硝酸盐对哒嗪硫磷光解影响 |
| 2.5 表面活性剂(SDS)对哒嗪硫磷光解影响 |
| 2.6 Fe~(3+)、Fe~(2+)对哒嗪硫磷光降解影响 |
| 2.7 哒嗪硫磷在水溶液中的光解产物鉴定 |
| 3 小结 |
| 第五章 哒嗪硫磷在土壤中的降解 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 哒嗪硫磷土壤降解特性 |
| 2.2 好气、渍水、灭菌三种条件下土壤降解特性比较 |
| 2.3 哒嗪硫磷在模拟自然环境中土壤降解 |
| 3 小结 |
| 第六章 哒嗪硫磷在土壤中的吸附与解吸附 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 水土比的优化选择 |
| 2.2 吸附-解吸附动力学特性 |
| 2.3 哒嗪硫磷在土壤中的等温吸附特性 |
| 2.4 哒嗪硫磷在土壤中的等温解吸附特性 |
| 2.5 土壤理化性质对哒嗪硫磷吸附的影响 |
| 2.6 哒嗪硫磷在土壤中的吸附自由能 |
| 3 小结 |
| 第七章 哒嗪硫磷的淋溶 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 哒嗪硫磷在土壤中的移动性 |
| 2.2 哒嗪硫磷在土壤中的淋溶性 |
| 3 小结 |
| 第八章 全文总结 |
| 1 结论 |
| 2 创新点 |
| 3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（7）新农药HW-02的环境行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 农药与环境污染 |
| 1.1.1 农药对土壤的污染 |
| 1.1.2 农药对水体的污染 |
| 1.1.3 农药对空气的污染 |
| 1.1.4 农药对作物的直接污染 |
| 1.2 农药环境行为研究进展 |
| 1.2.1 国内农药环境行为研究概况 |
| 1.2.2 国外农药环境行为研究概况 |
| 1.3 HW-02 简介 |
| 1.3.1 HW-02 基本性质 |
| 1.3.2 HW-02 应用状况 |
| 1.4 研究目的、意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 HW-02 在不同土壤中的吸附特性 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 试剂与仪器 |
| 2.1.3 仪器条件 |
| 2.1.4 实验设计与方法 |
| 2.1.5 计算与统计方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 吸附平衡时间的确定 |
| 2.2.2 HW-02 的吸附等温线 |
| 2.2.3 HW-02 在土壤中的吸附自由能(ΔG) |
| 2.2.4 土壤性质对农药吸附的影响 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 HW-02 在不同有机溶剂中的光解 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试剂与仪器 |
| 3.1.2 仪器条件 |
| 3.1.3 实验设计与方法 |
| 3.1.4 计算方法与统计 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 HW-02 在有机溶剂中的光解动力学 |
| 3.2.2 HW-02 在有机溶剂中的光解产物鉴定 |
| 3.2.3 HW-02 在有机溶剂中的光降解机理 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 HW-02 在不同条件下的水解 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 仪器条件 |
| 4.1.3 实验设计与方法 |
| 4.1.4 计算方法与统计 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 pH 对 HW-02 水解速率的影响 |
| 4.2.2 温度对HW-02 水解速率的影响 |
| 4.2.3 HW-02 在不同水体中的水解速率 |
| 4.2.4 HW-02 主要水解产物鉴定 |
| 4.2.5 HW-02 水解机理探讨 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 HW-02 对土壤酶活性的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 试剂与仪器 |
| 5.1.3 实验设计与方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 HW-02 在玉米籽粒中最终残留量测定与安全风险评估 |
| 6.1 HW-02 在玉米籽粒中最终残留量测定 |
| 6.1.1 材料与方法 |
| 6.1.2 结果与讨论 |
| 6.2 最大残留限量制定的安全风险评估 |
| 6.2.1 安全风险评估的依据 |
| 6.2.2 HW-02 最大残留限量制定安全风险评估结果 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 结论 |
| 1. HW-02 在土壤中的吸附 |
| 2. HW-02 在有机溶剂中的光解 |
| 3. HW-02 的水解特性 |
| 4. HW-02 对主要土壤酶活性的影响 |
| 5. HW-02 在玉米籽粒中最终残留量测定与安全风险评估 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间公开发表论文及着作情况 |
（8）2，4-滴丁酯环境行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1 农药的环境行为 |
| 1.1 农药在土壤中的吸附 |
| 1.2 农药在土壤中的淋溶迁移 |
| 1.3 农药的水解 |
| 1.4 农药的光化学降解 |
| 1.5 农药的土壤降解 |
| 2 2,4-滴丁酯简介及环境行为研究进展 |
| 3 本研究目的意义及内容 |
| 参考文献 |
| 第二章 2,4-滴丁酯分析方法的建立 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 气相色谱分析检测条件 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 仪器条件的优化 |
| 2.2 样品提取溶剂的优化 |
| 2.3 仪器检测线性范围和精密度 |
| 2.4 方法的最低检测限(LOD) |
| 2.5 添加回收率 |
| 3 小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 2,4-滴丁酯的水解作用 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 水解产物鉴定 |
| 1.4 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 2,4-滴丁酯在不同缓冲溶液中的水解 |
| 2.2 2,4-滴丁酯在不同温度下的水解 |
| 2.3 2,4-滴丁酯水解机理探讨 |
| 3 小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 2,4-滴丁酯的光解作用 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 不同溶剂对2,4-滴丁酯光降解的影响 |
| 2.2 不同初始浓度对2,4-滴丁酯光降解的影响 |
| 3 小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 2,4-滴丁酯在土壤中的降解 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 2,4-滴丁酯在不同未灭菌土壤中的降解速率 |
| 2.2 2,4-滴丁酯在灭菌与未灭菌土壤中的降解速率 |
| 2.3 2,4-滴丁酯在自然条件下的土壤降解 |
| 3 小结 |
| 第六章 2,4-滴丁酯在土壤中的吸附 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 2,4-滴丁酯在土壤上的吸附实验 |
| 2.2 土壤理化性质对2,4-滴丁酯吸附的影响 |
| 3 小结 |
| 参考文献 |
| 第七章 2,4-滴丁酯迁移淋溶 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 3 小结 |
| 参考文献 |
| 第八章 结果与讨论 |
| 1 结论 |
| 2 创新点 |
| 3 不足与展望 |
| 致谢 |
| 发表文章 |
（9）丁噻隆、毒草胺在土壤环境中的行为特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 农药在土壤环境中的行为综述 |
| 1 农药在土壤中的降解 |
| 1.1 水解 |
| 1.2 农药的微生物降解 |
| 2 农药在土壤中的吸附 |
| 2.1 吸附机理 |
| 2.2 吸附研究方法 |
| 2.2.1 振荡平衡法 |
| 2.2.2 土壤柱淋溶法 |
| 2.2.3 水-正辛醇分配系数法 |
| 2.3 影响因素 |
| 2.3.1 农药性质 |
| 2.3.2 土壤有机质 |
| 2.3.3 土壤pH |
| 2.3.4 温度 |
| 3 其它环境行为 |
| 3.1 挥发 |
| 3.2 光解 |
| 4 丁噻隆、毒草胺农药研究进展 |
| 4.1 丁噻隆简介及行为研究进展 |
| 4.2 毒草胺简介及行为研究进展 |
| 5 研究内容和研究意义 |
| 参考文献 |
| 第二章 环境样品中丁噻隆和毒草胺检测方法研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.1.1 试剂 |
| 1.1.2 仪器 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.2.1 土壤中丁噻隆的提取 |
| 1.2.2 土壤中毒草胺的提取 |
| 1.2.3 水中丁噻隆、毒草胺的提取 |
| 1.3 液相色谱测定条件 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 萃取溶剂的选择 |
| 2.2 流动相比例选择 |
| 2.3 标准曲线及检出限 |
| 2.4 方法回收率和精密度 |
| 3 本章结论 |
| 参考文献 |
| 第三章 丁噻隆、毒草胺在环境中的降解性研究 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.2.1 水解 |
| 1.2.2 土壤降解 |
| 1.3 结果计算 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 丁噻隆和毒草胺的水解特性 |
| 2.1.1 丁噻隆在不同pH值缓冲液中的水解 |
| 2.1.2 丁噻隆在不同温度缓冲液中的水解 |
| 2.1.3 毒草胺在不同pH值缓冲液中的水解 |
| 2.1.4 毒草胺在不同温度缓冲液中的水解 |
| 2.2 丁噻隆和毒草胺的土壤降解特性 |
| 2.2.1 丁噻隆土壤降解 |
| 2.2.2 毒草胺土壤降解 |
| 3 本章结论 |
| 参考文献 |
| 第四章 丁噻隆、毒草胺在土壤中的吸附和淋溶性研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.1.1 试剂 |
| 1.1.2 仪器 |
| 1.1.3 试验土壤 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.2.1 土壤吸附实验 |
| 1.2.2 土柱淋溶实验 |
| 1.2.3 HPLC分析条件 |
| 1.3 结果计算 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 丁噻隆、毒草胺在土壤中的吸附特性 |
| 2.1.1 丁噻隆在土壤中的吸附性 |
| 2.1.2 毒草胺在土壤中的吸附性 |
| 2.2 丁噻隆、毒草胺在土壤中的淋溶特性 |
| 2.2.1 丁噻隆在土壤中的淋溶性 |
| 2.2.2 毒草胺在土壤中的淋溶性 |
| 3 丁噻隆、毒草胺吸附和淋溶特性比较 |
| 3.1 吸附特性比较 |
| 3.2 淋溶特性比较 |
| 4 本章结论 |
| 参考文献 |
| 第五章 全文总结与研究展望 |
| 1 全文总结 |
| 2 创新点和不足之处 |
| 3 研究展望 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（10）农药污染场地中有机氯化合物的分布及其修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 详细摘要 |
| Detailed Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究工作背景及意义 |
| 1.2 土壤中有机氯农药研究现状 |
| 1.2.1 有机氯农药的理化性质及其危害 |
| 1.2.2 有机氯农药在土壤中的环境行为 |
| 1.2.3 有机氯农药在有机-矿质复合体组分中的分布特征 |
| 1.3 氯代有机化合物污染土壤的修复研究 |
| 1.3.1 化学修复技术 |
| 1.3.2 其它修复技术 |
| 1.4 国内外研究存在的问题 |
| 1.5 本课题的研究内容和技术路线 |
| 2 场地环境现状及目标污染物定量分析方法研究 |
| 2.1 场地环境现状与土壤理化性质分析方法选择 |
| 2.1.1 研究场地概况 |
| 2.1.2 土壤理化性质分析方法选择 |
| 2.1.3 仪器分析在土壤理化性质测定中的应用 |
| 2.2 有机氯农药定量检测方法的建立 |
| 2.2.1 土壤样品的预处理 |
| 2.2.2 目标污染物的定量分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 有机氯农药在研究场地表层和垂向土壤中的赋存规律 |
| 3.1 表层土壤中有机氯农药赋存规律 |
| 3.1.1 表层土壤环境条件 |
| 3.1.2 表层土壤中有机氯农药的组成与分布 |
| 3.1.3 场地土壤风险水平分析 |
| 3.2 垂向土壤中有机氯农药的赋存规律 |
| 3.2.1 垂向土壤样品的选取 |
| 3.2.2 垂向土壤中有机氯农药的组成与分布 |
| 3.2.3 影响垂向土壤中有机氯农药分布因素研究 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 场地土壤有机-矿质复合体中污染物的分布研究 |
| 4.1 土壤粒级分组与质地分类标准 |
| 4.1.1 土壤粒级划分标准 |
| 4.1.2 土壤质地分类标准 |
| 4.2 研究场地表层土壤有机-矿质复合体中污染物的分布 |
| 4.2.1 有机-矿质复合体提取方法选择 |
| 4.2.2 有机-矿质复合体中污染物的分布规律研究 |
| 4.2.3 污染物在有机-矿质复合体中分布影响因素研究 |
| 4.3 垂向土壤有机-矿质复合体中污染物的分布 |
| 4.3.1 垂向土壤有机-矿质复合体的基本理化性质 |
| 4.3.2 污染物在有机-矿质复合体中的赋存分布 |
| 4.3.3 土壤有机质含量与污染物分布相关性研究 |
| 4.4 污染物在土壤不同粒径组分中分布的环境意义 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 场地重污染介质的环境修复研究:高污染土壤化学还原修复及遗弃粘土砖中有机氯化合物的热脱附 |
| 5.1 高污染土壤的零价铁还原修复实验研究 |
| 5.1.1 零价铁还原降解有机氯化合物的机理探讨 |
| 5.1.2 零价铁还原降解动力学实验研究 |
| 5.1.3 降解速率影响因素分析 |
| 5.2 有机氯污染物化学还原脱氯性能的理论分析 |
| 5.3 研究场地内遗弃粘土砖中有机氯化合物的热脱附研究 |
| 5.3.1 粘土砖中污染物质分析方法的确立及含量分析 |
| 5.3.2 粘土砖中污染物质的吸附量及其影响因素分析 |
| 5.3.3 粘土砖中污染物质的热脱附实验研究 |
| 5.3.4 粘土砖中污染物质降解的资源再生意义 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、异丙草胺在不同缓冲体系中水解的温度效应研究（论文参考文献）
- [1]氟恶唑酰胺和抑霉唑对映体生物活性、生态毒性差异及立体行为研究[D]. 李如男. 中国农业科学院, 2020(01)
- [2]碳轴双手性中心农药异丙甲草胺的分离分析及高效安全的立体选择性[D]. 赵璐. 浙江大学, 2020(01)
- [3]荧光及共振瑞利散射光谱法检测环境中痕量手性污染物[D]. 黄云梅. 重庆三峡学院, 2019(03)
- [4]三类典型手性除草剂的对映体选择性[D]. 谢婧倩. 浙江大学, 2017(08)
- [5]乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺在室外天然水中的非生物降解及其影响因素[J]. 陈茜茜,陈秋兰,宋伟,陈猛,袁东星. 环境化学, 2014(12)
- [6]哒嗪硫磷环境行为研究[D]. 赵锋. 南京农业大学, 2012(01)
- [7]新农药HW-02的环境行为研究[D]. 逯忠斌. 东北师范大学, 2011(06)
- [8]2，4-滴丁酯环境行为研究[D]. 贾娜. 南京农业大学, 2011(06)
- [9]丁噻隆、毒草胺在土壤环境中的行为特性研究[D]. 刘俊华. 南京农业大学, 2009(06)
- [10]农药污染场地中有机氯化合物的分布及其修复研究[D]. 丛鑫. 中国矿业大学（北京）, 2009(03)