一、Adsorption of chloroacetanilide herbicides on soil (I) Structural influence of chloroacetanilide herbicide for their adsorption on soils and its components（论文文献综述）
徐佰青,王在钊,王雪[1]（2021）在《环境中乙草胺的修复技术研究进展》文中进行了进一步梳理乙草胺,别名禾耐斯,是当今世界上应用最广的除草剂,考虑到其环境毒性和污染效应,该除草剂已被美国环保局列为B-2类致癌物。近年来,对乙草胺的降解和环境修复工作成为研究者们关注的焦点。针对乙草胺的降解方式,综述了物理修复、化学修复和生物修复3种修复技术的原理、效应、修复方法和优缺点。其中传统物理修复起效快适合大型污染事件应急修复,但修复不彻底;而化学修复适合与生物修复联用;生物修复具有较好的应用前景,今后高效降解菌种的筛选仍然是生物修复的发展方向。同时展望了今后乙草胺修复技术综合的发展方向。
辛军红[2]（2021）在《共价有机骨架材料在茶叶农药多残留检测中的应用及吸附机理研究》文中研究表明茶叶中的农药残留对人体健康和进出口贸易产生了重要影响,随着消费者对茶叶品质的越来越重视,以及国内外标准中茶叶农药检测项目的不断增加和限量要求的越来越严格,建立茶叶中多种农药的检测技术,尤其是开发高效、快速、简便和环保的样品前处理方法是十分有必要的。近年来,基于固相吸附原理的样品前处理技术有了快速的发展。传统的固相萃取材料在不同程度上存在着吸附性能和重复使用率低的问题,共价有机骨架（COF）及其复合材料作为样品前处理吸附剂,具有稳定性好、比表面积高、孔隙丰富、易于制备以及可多次重复使用等特点。本论文设计合成具有优异吸附性能的COF及其复合材料,将其应用于固相萃取（SPE）、磁固相萃取（MSPE）、固相微萃取（SPME）的样品前处理中,与色谱-质谱检测技术联用,建立4种茶叶及茶饮料中农药残留的分析方法。对COF材料的合成方法进行优化,对材料的吸附性和稳定性进行研究,对所建立的检测方法的灵敏度、准确性以及适用性等进行评价,并对吸附机理进行了深入研究。主要研究结果如下:1、基于球形TPB-DMTP-COF的固相萃取-液相色谱质谱（LC-MS/MS）联用技术测定茶叶中苯甲酰脲类杀虫剂的方法研究利用室温合成法,制备了形貌均一的球形TPB-DMTP-COF,对反应溶剂的种类、催化剂的加量以及反应时间进行了优化。实验结果表明,相比于均三甲苯和1,4-二氧六环体系,乙腈体系有利于TPB-DMTP-COF球形形貌的形成;催化剂的用量决定了球形形貌的均一性和粒径尺寸;反应时间影响了TPB-DMTP-COF的球体直径和晶型。表征结果显示,TPB-DMTP-COF具有高的比表面积(1419 m2 g-1)和良好的晶型结构。将球形TPB-DMTP-COF用于SPE柱的吸附填料,优化了上样和洗脱条件,建立了SPE-LC-MS/MS联用测定苯甲酰脲类杀虫剂的方法。6种苯甲酰脲类杀虫剂在0.1-100 ng g-1的浓度范围内均具有良好的线性关系,相关系数在0.9951-0.9976之间,方法的最低检出限范围为0.003-0.018 ng g-1。对市售的不同种类茶叶进行了苯甲酰脲类杀虫剂含量的测定,并对绿茶和红茶的空白样品进行了添加回收率实验,回收率范围为80.7%-102.2%,相对标准偏差小于6.3%。本研究为均一球形COF材料的合成和应用提供了思路。2、基于NH2-Fe3O4@COF的磁固相萃取LC-MS/MS联用技术测定茶饮料中苯甲酰脲杀虫剂的方法与机理研究利用室温合成法制备了一种新型的磁性共价有机骨架材料（NH2-Fe3O4@COF）。将该材料用作磁固相萃取的吸附剂,萃取6种苯甲酰脲类杀虫剂。NH2-Fe3O4@COF对苯甲酰脲类杀虫剂吸附快速,萃取时间仅10 min。量子化学计算结果表明,共价有机骨架中的甲氧基团与苯甲酰脲类农药分子中的酰胺基团之间的静电相互作用,以及二者之间的疏水作用是影响吸附过程的主要作用力。本研究建立了MSPE-LC-MS/MS联用测定苯甲酰脲类杀虫剂的方法,6种苯甲酰脲类杀虫剂在10-1000 ng L-1的浓度范围内,均表现出了良好的线性关系,相关系数在0.9977-0.9999之间,方法的最低检出限范围为0.06-1.65 ng L-1。为了评价方法的准确性和适用性,对4种原味茶饮料进行了添加回收率实验,回收率范围为80.1%-108.4%,相对标准偏差小于7.4%。本研究为饮料样品中痕量农药残留检测方法的建立提供了参考。3、基于酮烯胺式Tp-Azo-COF的固相微萃取-气相色谱质谱（GC-MS/MS）联用技术测定茶叶中有机氯农药的方法与机理研究制备了一种含有丰富电负性氮原子的酮烯胺式Tp-Azo-COF材料,将其用于固相微萃取的纤维涂层。Tp-Azo-COF具有高的比表面积(1218 m2 g-1),良好的热和化学稳定性,可用于有机氯农药的萃取、富集和热解吸。密度泛函理论计算表明,Tp-Azo-COF和有机氯农药的吸附亲和力受卤素键作用和疏水相互作用的影响。Tp-Azo-COF涂层对5种有机氯农药的萃取效率均高于3种商品化的固相微萃取涂层,富集倍数范围为1061-3693,且微萃取针可实现上百次的循环使用,具有良好的经济实用性。本研究建立了SPME-GC-MS/MS联用测定有机氯农药的超灵敏方法,5种有机氯农药在0.1-1000ng L-1的浓度范围内均具有良好的线性关系,相关系数范围为0.9921-0.9963,方法的最低检出限在0.002-0.08 ng L-1之间。为了评价该方法的适用性,对绿茶样品进行了添加回收率实验,回收率范围为85.1%-101.6%,相对标准偏差小于8.6%。本研究拓展了酮烯胺式COF材料作为富集探针用于有机氯农药分析的应用。4、基于磁性TAPT-DHTA-COF的磁固相萃取GC-MS/MS联用技术测定酰胺类除草剂的方法与机理研究制备了一种在水相中稳定分散的亲水性磁球。选择含丰富羟基基团的DHTA醛基单体,以及TAPT氨基单体,优化了亲水性磁球与TAPT-DHTA-COF的结合方式。利用室温法,设计合成了具有一定亲水特性的磁性TAPT-DHTA-COF材料。表征结果表明,磁性TAPT-DHTA-COF具有良好的磁响应,均匀分散于水相后,能够实现快速的磁分离。将磁性TAPT-DHTA-COF用作MSPE的吸附剂,优化了MSPE的影响参数,建立了MSPE-GC-MS/MS联用测定酰胺类除草剂的方法。在绿茶基质中,6种酰胺类除草剂在1-500 ng g-1的浓度范围内均表现出了良好的线性关系,相关系数在0.9910-0.9982之间,方法的最低检出限范围为0.25-0.73 ng g-1。对绿茶和红茶的空白样品进行了添加回收率实验,回收率范围为80.1%-94.8%,相对标准偏差小于6.2%。TAPT-DHTA-COF与酰胺类除草剂的吸附机理研究表明,分子间氢键相互作用是吸附过程中的主要作用力。本方法为改善COF材料对极性化合物的吸附研究提供了思路。
王新,侯佳文,柳文睿,鲍佳[3]（2021）在《残留酰胺类除草剂降解的研究进展》文中进行了进一步梳理酰胺类除草剂因其高效、高选择性、广谱性、价格低廉、施用方便等特点,被广泛应用于近代农业生产。但因其易在环境中发生迁移和富集,已对生态环境和人类健康造成不容忽视的危害,因此去除土壤中残留的除草剂是目前的研究热点。综述了酰胺类除草剂的降解方式、降解该类除草剂的微生物所属类群及降解途径的研究进展,总结了目前除草剂污染修复存在的问题,并对未来进行展望,为修复酰胺类除草剂污染环境的应用提供一定的理论依据。
张源擎[4]（2021）在《氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤微生物的毒性效应》文中研究指明氯酯磺草胺和双氯磺草胺属于三唑并嘧啶磺酰胺类除草剂,这类除草剂具有施用量低、除草效率高、除草谱广的优点,应用前景广阔。氯酯磺草胺和双氯磺草胺均可用于大豆田阔叶杂草的防治,具有良好的杂草防治效果。随着两种除草剂的不断使用,它们可通过吸附或沉降等方式在土壤环境中产生残留,进而会对土壤微生物造成一定的干扰。目前关于氯酯磺草胺和双氯磺草胺的研究多集中在除草剂的防治效果和对作物的影响上,而关于两种除草剂对土壤微生物方面的研究却少有报道。土壤微生物系统在维持生态系统稳定以及农作物生长和产量方面,具有至关重要的作用。因此,研究氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤微生物的毒性效应具有重要的意义。本研究采用室内染毒的方法,将供试棕壤样品暴露于不同剂量的氯酯磺草胺和双氯磺草胺下,研究两种除草剂对土壤微生物的毒性机制。两种除草剂均设置0.05、0.5、2.5mg kg-1三个浓度处理组,对应低中高三个浓度,对照为溶剂（乙腈）处理组,对土壤染毒后第7、14、28、42、56天的处理组从菌属水平、基因水平、酶水平三个层次进行指标测定。采用高通量测序技术测定氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤微生物群落的影响,使用荧光定量PCR（polymerase chain reaction,PCR）技术分析了除草剂的施入对土壤中氮循环相关的功能基因（nifH、AOA、AOB、nirK、nirS）和卡尔文循环相关的基因（cbbLG、cbbLR）丰度的影响,使用比色法测定了两种除草剂对土壤中β-葡糖苷酶和脲酶活性的影响。采用综合生物标志物指数（integrated biomarker response index,IBR）评估了两种除草剂对土壤微生物的综合毒性大小。本研究丰富了氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤微生物的毒理学数据,同时为大豆田除草剂的选择提供了科学的建议。本研究的主要结果如下:（1）通过高通量测序技术,分析了两种除草剂对土壤中功能菌属丰度的影响,结果表明,两种除草剂施入土壤会引起土壤中氮循环相关的菌属的丰度变化,并且两种除草剂会增加一些具有污染物和农药降解作用的功能菌属的丰度,如类诺卡氏属（Nocardioides）、沙雷氏菌属（Serratia）和鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）等。（2）基于两种除草剂对土壤氮循环相关功能基因丰度影响的讨论,我们推测不同浓度的两种除草剂均可通过影响功能基因AOA和AOB的表达进而对土壤硝化反应过程起抑制作用,低浓度的氯酯磺草胺和中低浓度的双氯磺草胺通过影响功能基因nirK和nirS的表达进而会对土壤反硝化反应的进行起到促进作用,而两种除草剂的其他处理组对土壤反硝化反应无显着影响。（3）氯酯磺草胺对参与卡尔文循环的cbbLG和cbbLR基因丰度无显着影响,而对于双氯磺草胺,除试验周期第14天和42天外,双氯磺草胺在0.5 mg kg-1剂量下则可以同时显着促进cbb LG和cbb LR基因的表达,这表明中浓度的双氯磺草胺施入土壤可能会增加土壤微生物的碳固定能力。（4）两种除草剂对β-葡糖苷酶的活性整体上起激活作用,但在2.5 mg kg-1的剂量下可以显着激活β-葡糖苷酶的活性。双氯磺草胺从第14天开始可以激活脲酶活性,而氯酯磺草胺随着试验周期的变化对脲酶活性的影响表现出一定的波动性,但最终表现为氯酯磺草胺在中低浓度剂量下可以激活脲酶活性,高浓度下对脲酶活性无显着影响。（5）通过IBR评估得出,在试验中期和末期,双氯磺草胺的IBR指数均大于氯酯磺草胺,即氯酯磺草胺对土壤微生物的综合毒性小于双氯磺草胺,在大豆田除草剂的选择上,我们更推荐施用氯酯磺草胺防治阔叶杂草。
杨峰山,高梦颖,孙丛,王颜波,杨思源,付海燕,刘春光[5]（2021）在《4类除草剂对土壤酶活性的影响研究进展》文中研究说明旨在阐述除草剂对土壤环境的影响,以期为科学有效地使用除草剂并减轻其对环境的危害,以及为农业生产提供理论依据。分析了施用氯乙酰苯胺类、苯氧乙酸类、二苯醚类以及二硝基苯胺类除草剂的使用情况以及危害,总结了4类除草剂对土壤酶活性的影响,最后提出了关于除草剂降解需要解决的问题并对未来修复除草剂污染的土壤研究趋势进行了展望。
唐露,龙中儿,曹敏,何健,陈青,黄运红,倪海燕[6]（2021）在《水稻田常用除草剂的微生物降解研究进展》文中认为水稻是中国乃至世界最重要的粮食作物之一,除草剂是保障水稻产量的一个重要因素.然而除草剂的长期大量使用带来了严重的环境残留问题,致使除草剂成为一类环境污染物,威胁到水稻与生态环境的安全和人类健康.微生物降解代谢是消除环境残留除草剂最有力的方式.围绕水稻田中常用的10种除草剂（二氯喹啉酸、乙草胺、丁草胺、苄嘧磺隆、吡嘧磺隆、氯嘧磺隆、五氟磺草胺、氰氟草酯、草甘膦、二甲四氯）的微生物降解展开综述,总结分离到的各种除草剂的高效降解菌株、归纳除草剂的降解代谢途径以及克隆到的降解关键酶基因.现阶段水稻田常用的这10种除草剂降解研究更多集中于降解纯品系菌株的筛选,并根据分析化学方法鉴定的中间代谢产物结构进行代谢途径的分析,以及基于代谢途径的研究克隆到部分参与降解过程的关键酶基因.但是目前分离到的除草剂高效降解菌株不多,尤其是五氟磺草胺的降解菌株更是鲜见报道,此外代谢途径的研究往往停滞于降解过程的前几步,多数除草剂的完整代谢通路以及参与其中的基因和酶还未得到阐明.建议未来充分利用生物信息学技术挖掘高效的降解菌株和降解基因新资源,为解决除草剂稻田环境污染问题提供优良资源和理论基础.（图6表1参113）
范龙涛[7]（2020）在《吡唑解草酯合成工艺研究》文中指出除草剂作为一种农药形式,现已被广泛的用于农田各种杂草的防治,但其在使用过程中也不可避免的产生了各种药害现象。为了有效的减轻或克服这种危害,除草剂安全剂应运而生,它们与除草剂的搭配使用显着提高了除草剂的活性,减轻了除草剂对作物产生的药害,也对生态环境保护产生了积极的影响。除草剂安全剂—吡唑解草酯常与磺酰脲类除草剂甲基二磺隆配伍使用,是麦田专用的特效除草剂。它是1999年英国Brighton植保会议公布,由安万特公司开发的一新型杂环类除草剂安全剂。近年来随着吡唑解草酯和甲基二磺隆专利保护相继到期,其在农田中的使用量得到了快速增长,农药市场对吡唑解草酯的开发和生产需求一直比较旺盛。本文在对相关文献的阅读和分析的基础上,选择了以2,4-二氯苯胺为原料,经过芳胺重氮化、重氮盐与2-氯乙酰乙酸乙酯进行Japp-Klingemann反应成腙基乙醛酸酯、再与甲基丙烯酸乙酯进行1,3-偶极环加成反应形成吡唑解草酯的合成工艺路线,并采用单因素控制变量法对各步反应工艺条件进行了优化。所得产品的最佳合成工艺如下:（1）2,4-二氯苯胺重氮硫酸盐最适的合成条件是2,4-二氯苯胺:亚硝酸钠摩尔比1:1.2,2,4-二氯苯胺:硫酸溶液质量比1:10,硫酸浓度为6 mol/L,反应温度0℃、反应时间15 min,在该条件下合成的2,4-二氯苯胺重氮硫酸盐的收率为96.4%。在本步反应选用了重氮硫酸盐工艺,因其溶解度较大,适合流动工艺使用。（2）2-氯-2-（2,4-二氯苯腙基）乙醛酸乙酯最适的合成条件是2-氯乙酰乙酸乙酯:醋酸钠摩尔比3:4,反应时间为3.5 h,p H为7.5,反应温度为15℃,反应溶剂为甲醇。在该条件下合成的2-氯-2-（2,4-二氯苯腙基）乙醛酸乙酯的收率为98.7%,纯度为99.7%。（3）终产品吡唑解草酯最适的合成条件是苯腙:甲基丙烯酸乙酯摩尔比为8:9、反应温度60℃、反应溶剂为甲醇、反应时间4 h、苯腙:三乙胺摩尔比为1:2、结晶溶剂为乙醇和石油醚的混合溶剂、结晶温度为0℃,在该条件下合成的吡唑解草酯的收率为96.6%,纯度为99.6%。所得的产品经1H-NMR,IR,MS进行结构表征,确证了其正确性,并根据NMR数据对第（3）步1,3-偶极环加成反应的区域选择性做了解释与说明。经优化后,工艺总收率为91.9%,产品纯度为99.6%,本文所获得的优化工艺具有原料易得、操作简单、收率高、环境友好性强等特点,适合吡唑解草酯产品的进一步工业化,尤其是工艺优化中对连续化因素的考虑也为该产品的连续化生产提供了一定的基础。
谢菲[8]（2019）在《土壤中乙草胺迁移行为及对杂草生物有效性研究》文中指出乙草胺是一种芽前选择性土壤处理剂,因其具有土壤处理后除草活性较高,持效期适中等优点,在我国的应用面积不断扩大。然而过量施用乙草胺也带来了一系列环境问题,对土壤、水体、作物、动物和人体都会产生威胁。因此,为了减轻农作物药害和抗药性的发生,保护生态环境安全,本文对乙草胺在黄棕壤（NJ）、潮土（YC）和红壤（YT）三种土壤中的吸附/解吸与迁移行为以及土壤中乙草胺对四种田间常见杂草的生物有效性进行了研究。首先对乙草胺在黄棕壤、潮土和红壤三种土壤中吸附/解吸行为进行了研究。采取标准批量平衡法,测定了乙草胺在黄棕壤中的吸附动态。实验在25±1°℃下进行,使用的乙草胺水溶液浓度为16 mg/L（含CaCl2浓度为0.01 mol/L）,土水比为1:5,确定了乙草胺在土壤中达到吸附平衡的时间为24h。在相同温度和土水比的条件下,采用浓度为0.5,1.0,2.0,4.0,8.0,16.0 mg/L的乙草胺水溶液（含CaC12浓度为0.01 mol/L）进行了吸附试验。结果表明,乙草胺在三种土壤中的吸附与解吸过程都符合Freundlich等温线,R2在0.9813～0.9925之间,其吸附系数Kf（mL/g）值在1.04～1.57之间,乙草胺土壤吸附性由大到小依次为黄棕壤、潮土和红壤。斜率1/n在0.4938～0.9462之间,表明乙草胺在土壤中的吸附是非线性的。乙草胺在三种土壤的解吸过程中,吸附系数Kf（mL/g）值在2.08～2.42之间,由大到小同样为黄棕壤、潮土和红壤。对于同一土壤,解吸系数都大于吸附系数,这说明乙草胺在土壤中的解吸存在滞后效应,一旦被土壤吸附后比较不容易解吸到土壤溶液中。采用土壤薄层层析法和土柱淋溶法,对乙草胺在三种土壤中的迁移行为进行了研究。研究结果显示,乙草胺在黄棕壤、潮土和红壤中的比移值Rf分别为0.35±0.01、0.64±0.01和0.77±0.04。土柱淋溶实验结果显示,乙草胺在红壤中的穿透曲线峰形比较对称,且先到达峰值,而黄棕壤的峰形有拖尾现象,且最后到达峰值。从上述结果可知,乙草胺在三种土壤中的移动性由强到弱依次为红壤、潮土和黄棕壤。然后又初步研究了土壤中乙草胺对稗子草、虎尾草、平枝苋和灰绿藜四种杂草的生物有效性。暴露在土壤乙草胺浓度为0～0.20 mg/kg的稗子草,结果显示在0.10和0.20mg/kg浓度下,稗子草生长受到的抑制作用最强;稗子草生长20 d后,发现0.10 mg/kg浓度下的稗子草生长受到抑制,0.20 mg/kg浓度下的稗子草死亡。为了解析乙草胺对稗子草的毒杀效应,建立了稗子草中乙草胺的残留检测方法。稗子草在土壤乙草胺浓度分别为0.10和0.20 mg/kg时生长15 d,发现稗子草体内乙草胺积累量后者是前者的2.19倍。暴露在土壤乙草胺浓度为0～0.16 mg/kg的虎尾草,在0.08和0.16mg/kg两个浓度下,生长受到的抑制作用最强;虎尾草生长20 d后,0.08 mg/kg浓度下的虎尾草生长受到抑制,而0.16 mg/kg浓度下的虎尾草死亡。暴露在土壤乙草胺浓度为0～0.16mg/kg的平枝苋,在0.08和0.16mg/kg两个浓度下,平枝苋生长受到的抑制作用最强;当平枝苋生长5 d后,发现0.08 mg/kg浓度下的平枝苋生长受到抑制,而0.16 mg/kg浓度下的平枝苋死亡。暴露在土壤乙草胺浓度为0～0.40 mg/kg的灰绿藜,在0.20、0.30和0.40 mg/kg三个浓度下,灰绿藜生长受到的抑制作用最强;灰绿藜生长10 d后,在0.40 mg/kg浓度下的灰绿藜死亡;灰绿藜生长20 d后,在0.20 mg/kg浓度下的灰绿藜生长受到抑制,0.30 mg/kg浓度下的灰绿藜死亡。上述结果说明,在一定时间里,一定残留浓度的乙草胺在土壤中有一定的吸持性,仍可有效抑制杂草生长,施用及再次施用除草剂乙草胺时,可减少使用量。与此同时,对土壤中乙草胺残留量进行了对比分析,发现土壤中杂草存在与否对土壤乙草胺残留量影响不明显,说明土壤自然降解占乙草胺降解的主要部分,杂草的生物降解作用不大。
马新颜[9]（2019）在《氯乙酰胺类除草剂及其代谢产物检测方法和毒性分析研究》文中提出本研究对常见毒物氯乙酰胺类除草剂及其代谢产物的检测方法和毒性分析进行了探索。首先建立了快速、灵敏的检测方法,实现了3种氯乙酰胺类除草剂和4种代谢产物的同时检测,为毒物分析工作提供技术支持;其次,对氯乙酰胺类除草剂代谢产物与牛血清白蛋白的作用机制进行了研究,探讨了氯乙酰胺类除草剂代谢产物与大分子的结合方式;三是应用人肝母细胞瘤细胞（HepG2）建立体外模型,探讨氯乙酰胺类除草剂及其代谢产物的毒性效应和凋亡相关机制;最后以斑马鱼胚胎为模型,研究氯乙酰胺类除草剂及其代谢产物的胚胎发育毒性及可能凋亡机制,以期为氯乙酰胺类除草剂中毒案例的相关法医毒物分析工作和环境生态毒理学研究提供理论基础。主要内容分为以下四部分:第一部分 中心切割二维液相色谱法同时检测氯乙酰胺类除草剂及其代谢产物方法研究目的:应用中心切割二维液相色谱法,建立对氯乙酰胺类除草剂及其代谢产物同时检测的新方法。方法:分别优化了在线固相萃取和分离条件,实现了乙草胺（AC）、异丙甲草胺（MET）、丁草胺（BTA）,及代谢产物2-氯-N-（2,6-二乙基苯基）乙酰胺（CDEPA）、2-氯-N-（2-甲基-6-乙基苯基）乙酰胺（CMEPA）、2,6-二乙基苯胺（DEA）和2-甲基-6-乙基苯胺（MEA）的同时测定。结果:7种目标分析物在0.018-3.400mg/L范围内线性关系良好,相关系数R2均大于0.99,检出限为0.009-0.026mg/L。以空白水样品为基质,按最优条件进行分析,空白样品加标回收率为78.1%-98.6%,RSD为2.85%-8.62%。结论:本方法实现了一次进样后多种待测物的同时检测,快速、灵敏,可满足环境水中氯乙酰胺类除草剂及代谢产物的同时测定。第二部分 氯乙酰胺类除草剂代谢产物与牛血清白蛋白相互作用研究目的:研究氯乙酰胺类除草剂的三种代谢产物MEA、DEA以及DCA与牛血清白蛋白（BSA）的相互作用方式。方法:利用荧光光谱法研究不同温度下MEA、DEA和DCA与BSA的速率常数（Kq）、猝灭常数（KSV）、结合位点数（n）,结合常数（Kc）以及Hill系数（nH）。使用范托夫方程测定热力学参数,焓变化（ΔH）、熵变（ΔS）和吉布斯自由能（ΔG）。结果:三种代谢物均能与牛血清白蛋白发生结合。DEA、MEA与BSA之间的荧光猝灭方式是动态猝灭;DCA与BSA之间发生了静态猝灭。三种代谢物与BSA的结合比例是1:1;且高温不利于各代谢产物与BSA发生相互作用。DEA、MEA与BSA的结合为自发进行的放热反应,其中疏水作用力起主要作用。结论:氯乙酰胺类除草剂的三种主要代谢产物在体外模拟条件下可与牛血清白蛋白发生结合。第三部分 氯乙酰胺类除草剂及其代谢产物对人肝母细胞瘤细胞（HepG2）毒性效应及对凋亡影响的研究目的:研究两种除草剂乙草胺、异丙甲草胺及其共同的代谢产物CMEPA和MEA体外细胞毒性效应和相关凋亡机制。方法:对HepG2细胞进行染毒处理后,应用CCK8法研究细胞的毒害效应;检测染毒后细胞氧化损伤情况;应用单细胞凝胶电泳（彗星实验）对DNA损伤情况进行测定;运用流式细胞术试验和蛋白印迹试验（Western blot）,检测细胞凋亡情况和相关凋亡蛋白的表达情况。结果:两种除草剂及其共同的代谢产物均对细胞产生不同程度的毒性作用,其中代谢产物CMEPA毒性较强;细胞内活性氧ROS水平明显升高、SOD、GSH-Px、LDH均变化,DNA损害程度较高;细胞凋亡随浓度升高呈上升趋势,内质网应激相关蛋白BIP、CHOP和Caspase-3表达增加。结论:AC和MET及其共同的代谢产物CMEPA和MEA对人肝母细胞瘤细胞（HepG2）具有毒性效应,与细胞凋亡和内质网应激路径有一定相关性。第四部分 乙草胺、异丙甲草胺及其代谢产物对斑马鱼胚胎早期发育阶段的毒性效应及凋亡影响目的:研究乙草胺、异丙甲草胺及其代谢产物对斑马鱼胚胎早期发育阶段的毒性及其作用机制。方法:对斑马鱼胚胎染毒处理后,观察其形态学变化探讨发育毒性;应用吖啶橙（AO）染色法,观察细胞凋亡情况;检测斑马鱼幼鱼组织氧化损伤指标;应用RT-PCR技术和蛋白印迹试验（Western blot）测定凋亡基因和内质网应激相关蛋白表达量的变化,进行毒性机制研究。结果:乙草胺、异丙甲草胺及其代谢产物可对斑马鱼胚胎产生发育毒性及氧化损伤作用,斑马鱼细胞出现凋亡,相关凋亡基因和内质网应激相关蛋白表达量发生变化。结论:乙草胺、异丙甲草胺及其代谢产物可导致斑马鱼胚胎发育毒性并引起氧化损伤和凋亡,可能与内质网相关应激机制相关。
陈小龙[10]（2017）在《敌草胺降解菌株QC-18的分离鉴定、降解特性及降解基因的初步研究》文中认为敌草胺（Napropamide）又名大慧利、甲萘胺或萘氧丙草胺,化学名为N,N-二乙基-2-（1-萘氧基）丙酰胺。敌草胺是一种选择性芽前土壤处理剂,可以杀死一年生禾本科杂草。如稗草、马唐、狗尾草、野燕麦、千金子和雀稗等,也能杀死部分双子叶杂草,如藜、繁缕和马齿苋等。敌草胺进入环境后,其半衰期长达70天,施加一次药能解决一年的杂草危害问题。由于敌草胺大规模的使用,造成了敌草胺等的环境残留问题。敌草胺具有较高的水溶性（73 mg-L-1,25℃）,残留在土壤中的敌草胺,可能会进入地表水和地下水,对水环境造成威胁。当敌草胺残留量达到一定浓度时,敌草胺会通过食物链最终对人畜产生不良影响。此外,由于敌草胺在土壤中具有很长的持效期,使用不当会对后茬作物产生药害。目前,国内外对敌草胺微生物降解的研究报道较少,虽有少数的降解菌株被分离筛选到,但其降解产物都为α-萘酚与丙酰胺。此外,关于敌草胺的微生物降解基因还未见报道。本论文通过富集驯化的方法,从江苏快达农化股份有限公司废弃药厂采集的土壤中分离得到一株敌草胺降解菌株,命名为QC-18。菌株QC-18是一株好氧的革兰氏阴性菌株,菌体呈杆状、无鞭毛,菌落呈黄色。通过对其生理生化和16S rRNA基因的系统发育树分析,将QC-18鉴定为Sphingobium属的一个种。菌株QC-18最适生长条件为:30℃,0-1.5%NaCl,pH 7.0。菌株QC-18生长的最适碳源为葡萄糖。敌草胺降解特性研究结果表明,菌株QC-18在30℃条件下,5%的接种量时,72 h内可将30 mg· L-1敌草胺降解80%以上。在pH值为7.0、8.0时,降解率达到了 80%。在初始农药浓度为25 mg·L-1 50 mg·L-1时,菌株QC-18对敌草胺的降解效果最好,降解率均达到了 90%以上。菌株QC-18对敌草胺降解产物的液质联用（LC-MS）检测分析表明,敌草胺降解产物的荷质比为288.16,经过Chem Draw软件分析推测其是在敌草胺（荷质比272.16）的苯环上加上一个羟基。毒性实验表明,羟基化敌草胺能够在一定程度上降低敌草胺的生物毒性,但其能够显着的降低敌草胺对玉米的发芽抑制作用,也暗示了羟基化敌草胺能够降低敌草胺的除草活性。通过随机插入突变的方法建立了菌株QC-18的突变株文库,从1200个突变株中筛选到一株丧失敌草胺降解能力的突变株,命名为QC-18-M1。通过SEFA-PCR,分别扩增出突变株QC-18-M1中Tn5插入位点的上下游序列,通过与菌株QC-18的基因组序列比对,发现被插入失活的为nahQ基因,推测该基因与敌草胺的羟基化代谢有关。
二、Adsorption of chloroacetanilide herbicides on soil (I) Structural influence of chloroacetanilide herbicide for their adsorption on soils and its components（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、Adsorption of chloroacetanilide herbicides on soil (I) Structural influence of chloroacetanilide herbicide for their adsorption on soils and its components（论文提纲范文）
（1）环境中乙草胺的修复技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 物理修复 |
| 1.1 土壤自发吸附 |
| 1.2 吸附剂吸附 |
| 1.3 超声提取 |
| 2 化学修复 |
| 2.1 化学淋洗修复 |
| 2.2 光降解 |
| 2.3 化学氧化法 |
| 3 生物修复 |
| 4 结论 |
（2）共价有机骨架材料在茶叶农药多残留检测中的应用及吸附机理研究（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 茶叶农药残留概述 |
| 1.1.1 茶叶农药残留原因 |
| 1.1.2 茶叶农药残留危害 |
| 1.1.3 国内外茶叶农药残留限量标准 |
| 1.2 茶叶农药残留检测技术 |
| 1.2.1 苯甲酰脲类杀虫剂 |
| 1.2.2 苯甲酰脲类杀虫剂的检测技术 |
| 1.2.3 有机氯农药 |
| 1.2.4 有机氯农药的检测技术 |
| 1.2.5 酰胺类除草剂 |
| 1.2.6 酰胺类除草剂的检测技术 |
| 1.3 共价有机骨架(COF)材料 |
| 1.3.1 COF材料的类型 |
| 1.3.2 COF材料的合成方法 |
| 1.3.3 COF材料在样品前处理中的应用 |
| 1.4 密度泛函理论(DFT) |
| 1.5 研究内容及意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试剂与仪器 |
| 2.1.1 主要试剂 |
| 2.1.2 主要仪器 |
| 2.2 基于均一球形TPB-DMTP-COF的 SPE-LC-MS/MS联用技术测定苯甲酰脲类杀虫剂的方法 |
| 2.2.1 TPB-DMTP-COF材料的合成 |
| 2.2.2 TPB-DMTP-COF的表征和固相萃取方法的建立 |
| 2.2.3 LC-MS/MS联用测定苯甲酰脲类杀虫剂方法的建立 |
| 2.2.4 LC-MS/MS联用测定茶叶中苯甲酰脲类杀虫剂的方法验证 |
| 2.3 基于NH_2-Fe_3O_4@COF的 MSPE-LC-MS/MS联用技术测定苯甲酰脲类杀虫剂的方法 |
| 2.3.1 磁性NH_2-Fe_3O_4@COF材料的合成 |
| 2.3.2 磁性NH_2-Fe_3O_4@COF材料的表征和MSPE方法的建立 |
| 2.3.3 LC-MS/MS联用测定茶饮料中苯甲酰脲类杀虫剂的方法验证 |
| 2.3.4 TPB-DMTP-COF与苯甲酰脲类杀虫剂吸附机理的研究 |
| 2.4 基于酮烯胺式Tp-Azo-COF的 SPME-GC-MS/MS联用技术测定有机氯农药的方法 |
| 2.4.1 Tp-Azo-COF固相微萃取针的制备方法 |
| 2.4.2 GC-MS/MS联用测定有机氯农药的方法 |
| 2.4.3 SPME条件优化和萃取流程 |
| 2.4.4 GC-MS/MS联用测定有机氯农药的方法验证 |
| 2.4.5 富集能力和吸附作用力的研究 |
| 2.5 基于磁性TAPT-DHTA-COF的 MSPE-GC-MS/MS联用技术测定酰胺类除草剂的方法 |
| 2.5.1 磁性TAPT-DHTA-COF的合成方法 |
| 2.5.2 GC-MS/MS联用测定酰胺类除草剂的方法 |
| 2.5.3 MSPE条件优化和萃取流程 |
| 2.5.4 GC-MS/MS联用测定茶叶中酰胺类除草剂的方法验证 |
| 2.5.5 TAPT-DHTA-COF对酰胺类除草剂吸附机理的研究 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 TPB-DMTP-COF的固相萃取LC-MS/MS联用技术测定苯甲酰脲杀虫剂的结果与分析 |
| 3.1.1 TPB-DMTP-COF合成方法的优化 |
| 3.1.2 TPB-DMTP-COF的表征 |
| 3.1.3 SPE条件的优化 |
| 3.1.4 方法学验证 |
| 3.1.5 稳定性研究 |
| 3.1.6 与其它方法的比较 |
| 3.2 NH_2-Fe_3O_4@COF的磁固相萃取LC-MS/MS联用技术测定苯甲酰脲杀虫剂的结果与分析 |
| 3.2.1 磁性NH_2-Fe_3O_4@COF合成方法的优化 |
| 3.2.2 磁性NH_2-Fe_3O_4@COF的表征 |
| 3.2.3 磁固相萃取参数的优化和数据分析 |
| 3.2.4 方法学验证 |
| 3.2.5 NH_2-Fe_3O_4@COF材料的稳定性研究 |
| 3.2.6 与其它方法的比较 |
| 3.2.7 TPB-DMTP-COF与苯甲酰脲类杀虫剂吸附机理的研究 |
| 3.3 酮烯胺式Tp-Azo-COF的固相微萃取GC-MS/MS联用技术测定有机氯农药的结果与分析 |
| 3.3.1 酮烯胺式Tp-Azo-COF的表征 |
| 3.3.2 SPME吸附和解析条件的优化 |
| 3.3.3 方法学验证 |
| 3.3.4 微萃取针的稳定性研究 |
| 3.3.5 富集能力和吸附机理的研究 |
| 3.3.6 与其它方法的比较 |
| 3.4 磁性TAPT-DHTA-COF的磁固相萃取GC-MS/MS联用技术测定酰胺类除草剂的结果与分析 |
| 3.4.1 磁性TAPT-DHTA-COF合成方法的优化 |
| 3.4.2 磁性TAPT-DHTA-COF的表征 |
| 3.4.3 磁固相萃取参数的优化 |
| 3.4.4 方法学验证 |
| 3.4.5 磁性TAPT-DHTA-COF的稳定性研究 |
| 3.4.6 吸附机理的研究 |
| 3.4.7 与其它方法的比较 |
| 4 讨论 |
| 4.1 基于球形TPB-DMTP-COF的 SPE-LC-MS/MS联用技术测定茶叶中苯甲酰脲类杀虫剂的方法 |
| 4.2 基于磁性NH_2-Fe_3O_4@COF的 MSPE-LC-MS/MS联用技术实现茶饮料中苯甲酰脲类杀虫剂的超灵敏检测 |
| 4.3 基于酮烯胺式Tp-Azo-COF的 SPME-GC-MS/MS联用技术实现茶叶中有机氯农药的超灵敏检测 |
| 4.4 基于磁性TAPT-DHTA-COF的 MSPE-GC-MS/MS联用技术测定茶叶中酰胺类除草剂的方法 |
| 4.5 进一步研究方向 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（3）残留酰胺类除草剂降解的研究进展（论文提纲范文）
| 1 酰胺类除草剂的使用概况 |
| 2 酰胺类除草剂的降解方式 |
| 2.1 光降解 |
| 2.2 化学分解 |
| 2.3 生物降解 |
| 2.3.1 除草剂的微生物降解 |
| 2.3.2 除草剂的植物修复 |
| 2.3.3 除草剂的动物降解 |
| 3 以微生物为例分析酰胺类除草剂的降解途径 |
| 3.1 乙草胺的代谢途径 |
| 3.2 丙草胺的代谢过程 |
| 3.3 异丙甲草胺的代谢过程 |
| 3.4 丁草胺的代谢过程 |
| 4 存在问题及展望 |
（4）氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤微生物的毒性效应（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 三唑并嘧啶磺酰胺类除草剂概述 |
| 1.2 氯酯磺草胺概述 |
| 1.2.1 氯酯磺草胺的理化性质与应用 |
| 1.2.2 氯酯磺草胺的研究进展概况 |
| 1.3 双氯磺草胺概述 |
| 1.3.1 双氯磺草胺的理化性质与应用 |
| 1.3.2 双氯磺草胺的研究进展概况 |
| 1.4 土壤微生物研究指标及方法 |
| 1.4.1 土壤微生物群落结构 |
| 1.4.2 土壤功能微生物 |
| 1.4.3 土壤酶活性 |
| 1.5 本试验研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 仪器与设备 |
| 2.2 药品与试剂 |
| 2.3 供试土壤 |
| 2.4 土壤染毒 |
| 2.5 土壤微生物群落结构的测定 |
| 2.6 功能基因丰度的测定 |
| 2.6.1 土壤总DNA的提取 |
| 2.6.2 功能基因的PCR扩增 |
| 2.6.3 连接转化 |
| 2.6.4 质粒的提取与鉴定 |
| 2.6.5 质粒标准品的制备 |
| 2.6.6 标准曲线的制作 |
| 2.6.7 样品的实时荧光定量PCR测定 |
| 2.7 土壤酶活性的测定 |
| 2.8 数据处理与分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤微生物群落的影响 |
| 3.1.1 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤微生物群落组成的影响 |
| 3.1.2 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤细菌优势门的影响 |
| 3.1.3 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤细菌属水平的影响 |
| 3.2 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤中功能微生物基因丰度的影响 |
| 3.2.1 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤氮循环基因的影响 |
| 3.2.2 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤卡尔文循环基因丰度的影响 |
| 3.3 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤酶活性的影响 |
| 3.3.1 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤β-葡糖苷酶活性的影响 |
| 3.3.2 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤脲酶活性的影响 |
| 3.4 氯酯磺草胺和双氯磺草胺的毒性比较 |
| 4 讨论 |
| 4.1 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤微生物群落的影响 |
| 4.2 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤中功能基因丰度的影响 |
| 4.2.1 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤nifH基因丰度的影响 |
| 4.2.2 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤AOA和AOB基因丰度的影响 |
| 4.2.3 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤nirK和nirS基因丰度的影响 |
| 4.2.4 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤卡尔文循环基因丰度的影响 |
| 4.3 氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤酶活性的影响 |
| 4.4 氯酯磺草胺和双氯磺草胺的毒性比较 |
| 5 结论 |
| 6 创新点与不足之处 |
| 创新点 |
| 不足之处 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（5）4类除草剂对土壤酶活性的影响研究进展（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 氯乙酰苯胺类除草剂对土壤酶活性的影响 |
| 1.1 氯乙酰苯胺类除草剂的概述 |
| 1.2 氯乙酰苯胺类除草剂对土壤酶活性影响 |
| 2 苯氧乙酸类对土壤酶活性的影响 |
| 2.1 苯氧乙酸类除草剂的概述 |
| 2.2 苯氧乙酸类除草剂对土壤酶活性的影响 |
| 3 二苯醚类除草剂对土壤酶活性的影响 |
| 3.1 二苯醚类除草剂的概述 |
| 3.2 二苯醚类除草剂对土壤酶活性的影响 |
| 4 二硝基苯胺类除草剂对土壤酶活性的影响 |
| 4.1 二硝基苯胺类类除草剂的概述 |
| 4.2 二硝基苯胺类除草剂对土壤酶活性的影响 |
| 5 总结与展望 |
（6）水稻田常用除草剂的微生物降解研究进展（论文提纲范文）
| 1 水稻田常用除草剂的微生物降解 |
| 1.1 二氯喹啉酸（激素型喹啉羧酸类除草剂） |
| 1.2 乙草胺和丁草胺（氯乙酰胺类除草剂） |
| 1.3 苄嘧磺隆、吡嘧磺隆、氯嘧磺隆（磺酰脲类除草剂）和五氟磺草胺（磺酰胺类除草剂） |
| 1.4 氰氟草酯（芳氧基苯氧基丙酸酯类除草剂） |
| 1.5 草甘膦（有机磷类除草剂） |
| 1.6 二甲四氯（苯氧羧酸类除草剂） |
| 2 结论与展望 |
（7）吡唑解草酯合成工艺研究（论文提纲范文）
| 学位论文数据集 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 除草剂的应用现状及存在问题 |
| 1.1.2 除草剂安全剂的发展 |
| 1.1.3 选题目的与研究意义 |
| 1.2 吡唑解草酯简介 |
| 1.2.1 吡唑解草酯的发展 |
| 1.2.2 吡唑解草酯作用机理 |
| 1.2.3 吡唑解草酯使用注意事项 |
| 1.3 吡唑解草酯合成路线研究进展 |
| 1.3.1 概述 |
| 1.3.2 合成路线 |
| 1.4 本研究的目的和内容 |
| 1.4.1 本研究的目的 |
| 1.4.2 本研究的主要内容 |
| 第二章 2,4-二氯苯胺重氮硫酸盐的合成 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验试剂及仪器 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验设备及分析仪器 |
| 2.2.3 主要分析方法 |
| 2.3 反应方程式 |
| 2.4 实验操作 |
| 2.5 反应影响因素的考察 |
| 2.5.1 反应温度对产物收率的影响 |
| 2.5.2 无机酸的种类对反应的影响 |
| 2.5.3 硫酸浓度对2,4-二氯苯胺溶解的影响 |
| 2.5.4 硫酸溶液用量对产物收率的影响 |
| 2.5.5 亚硝酸钠用量对产物收率的影响 |
| 2.5.6 反应时间对产物收率的影响 |
| 2.5.7 结论 |
| 2.6 产品分析 |
| 2.7 本章小结 |
| 第三章 2-氯-2-(2,4-二氯苯腙基)乙醛酸乙酯的合成 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验试剂及仪器 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验设备及分析仪器 |
| 3.2.3 主要分析方法 |
| 3.3 反应方程式 |
| 3.4 实验操作 |
| 3.5 反应过程监测 |
| 3.6 影响因素的考察 |
| 3.6.1 pH对产物收率的影响 |
| 3.6.2 反应温度对产物收率的影响 |
| 3.6.3 反应时间对产物收率的影响 |
| 3.6.4 2-氯代乙酰乙酸乙酯用量对产物收率的影响 |
| 3.6.5 溶剂对产物收率的影响 |
| 3.6.6 小结 |
| 3.7 产品分析 |
| 3.7.1 高效液相色谱 |
| 3.7.2 测熔点 |
| 3.7.3 核磁质谱 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 吡唑解草酯的合成 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验试剂及仪器 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验设备及分析仪器 |
| 4.2.3 主要分析方法 |
| 4.3 反应方程式 |
| 4.4 实验操作 |
| 4.5 反应过程监测 |
| 4.6 反应因素的考察 |
| 4.6.1 反应温度对产物收率的影响 |
| 4.6.2 反应时间对产物收率的影响 |
| 4.6.3 溶剂对产物收率的影响 |
| 4.6.4 三乙胺用量对产物收率的影响 |
| 4.6.5 甲基丙烯酸乙酯用量对产物收率的影响 |
| 4.6.6 结晶溶剂对产物收率的影响 |
| 4.6.7 结晶温度对产物收率的影响 |
| 4.6.8 小结 |
| 4.7 产品分析 |
| 4.7.1 测熔点 |
| 4.7.2 液相色谱分析 |
| 4.7.3 质谱分析 |
| 4.7.4 红外光谱分析 |
| 4.7.5 核磁共振分析 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 结果与展望 |
| 5.1 结论与创新 |
| 5.1.1 吡唑解草酯合成工艺结论 |
| 5.1.2 合成路线的创新点 |
| 5.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者及导师简介 |
| 附录 |
| 附图12,4-二氯苯胺的液相图谱 |
| 附图22-氯-2-(2,4-二氯苯腙基)乙醛酸乙酯的液相图谱 |
| 附图32-氯-2-(2,4-二氯苯腙基)乙醛酸乙酯的1H-NMR图谱 |
| 附图42-氯-2-(2,4-二氯苯腙基)乙醛酸乙酯的13C-NMR图谱 |
| 附图5吡唑解草酯的液相图谱 |
| 附图6吡唑解草酯的MS图谱 |
| 附图7吡唑解草酯的IR图谱 |
| 附图8吡唑解草酯的1H-NMR图 |
| 附图9吡唑解草酯的13C-NMR图谱 |
（8）土壤中乙草胺迁移行为及对杂草生物有效性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词表 |
| 绪论 |
| 1 研究背景 |
| 2 选题目的及意义 |
| 3 研究内容及技术路线 |
| 3.1 主要研究内容 |
| 3.2 技术路线 |
| 参考文献 |
| 第一章 文献综述 |
| 1 农药的应用现状及影响 |
| 2 农药在土壤中的迁移行为 |
| 2.1 农药在土壤中的吸附解吸及迁移 |
| 2.2 农药在土壤中吸附的机制 |
| 2.3 影响农药吸附性的因素 |
| 3 乙草胺的概况 |
| 3.1 乙草胺的理化性质及作用机理 |
| 3.2 乙草胺在环境中的分布 |
| 3.3 乙草胺在土壤中的环境行为 |
| 3.4 乙草胺的毒性研究 |
| 参考文献 |
| 第二章 乙草胺在土壤中的迁移行为 |
| 1 材料 |
| 1.1 供试材料与试剂 |
| 1.2 仪器 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 乙草胺在三种土壤中的吸附及解吸 |
| 2.2 乙草胺在三种土壤中的横向迁移 |
| 2.3 乙草胺在三种土壤中的纵向迁移 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 乙草胺在土壤中的吸附动态 |
| 3.2 乙草胺在土壤中的吸附与解吸 |
| 3.3 乙草胺在土壤中的迁移行为 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 土壤中乙草胺对杂草的生物有效性 |
| 1 材料 |
| 1.1 供试材料与试剂 |
| 1.2 仪器 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 杂草的培养 |
| 2.2 生理指标的测定 |
| 2.3 土壤中乙草胺残留量的检测 |
| 2.4 稗子草中乙草胺积累量的检测 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 乙草胺在稗子草中的添加回收率 |
| 3.2 土壤中乙草胺对稗子草的毒杀效应 |
| 3.3 土壤中乙草胺对虎尾草的毒杀效应 |
| 3.4 土壤中乙草胺对平枝苋的毒杀效应 |
| 3.5 土壤中乙草胺对灰绿藜的毒杀效应 |
| 3.6 杂草与土壤中乙草胺残留量的相互作用 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 全文总结 |
| 致谢 |
（9）氯乙酰胺类除草剂及其代谢产物检测方法和毒性分析研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 英文缩写 |
| 引言 |
| 第一部分 中心切割二维液相色谱法同时检测氯乙酰胺类除草剂及其代谢产物方法研究 |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 参考文献 |
| 第二部分 氯乙酰胺类除草剂代谢产物与牛血清白蛋白相互作用研究 |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 参考文献 |
| 第三部分 氯乙酰胺类除草剂及其代谢产物对人肝母细胞瘤细胞(HepG2)毒性效应及对凋亡影响的研究 |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 参考文献 |
| 第四部分 乙草胺、异丙甲草胺及其代谢产物对斑马鱼胚胎早期发育阶段的毒性效应及凋亡影响 |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 参考文献 |
| 结论 |
| 综述 氯乙酰胺类除草剂的毒性及残留检测技术的研究进展 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（10）敌草胺降解菌株QC-18的分离鉴定、降解特性及降解基因的初步研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号与缩略语说明 |
| 前言 |
| 第一章 文献综述 |
| 1 酰胺类除草剂简介 |
| 2 酰胺类除草剂作用机理 |
| 3 酰胺类除草剂残留的危害 |
| 3.1 酰胺类除草剂对农作物的危害 |
| 3.2 酰胺类除草剂对生物的毒害 |
| 4 酰胺类除草剂的环境行为 |
| 4.1 酰胺类除草剂的环境行为 |
| 5 酰胺类除草剂生物降解机制 |
| 5.1 酰胺类除草剂生物降解菌株 |
| 5.2 酰胺类除草剂微生物代谢途径及分子机制 |
| 6 敌草胺的环境毒理与微生物降解研究情况 |
| 7 本论文研究的目的、意义和技术路线 |
| 7.1 本研究的目的和意义 |
| 7.2 本论文研究的技术路线图 |
| 第二章 敌草胺降解菌株的分离鉴定及生长特性研究 |
| 第一节 敌草胺降解菌株的分离筛选 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 培养基、试剂与菌株 |
| 1.2 降解菌株的富集分离 |
| 1.3 降解菌株的形态特征及生理生化鉴定 |
| 1.4 降解菌株的形态特征及16S rRNA基因序列分析 |
| 1.5 降解菌株系统发育地位的确定 |
| 1.6 敌草胺含量测定方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 敌草胺降解菌株的分离筛选 |
| 2.2 敌草胺降解菌株的菌落形态、生理生化特征及其生长特性 |
| 2.3 菌株QC-18分类地位的初步鉴定 |
| 3 本章讨论 |
| 4 本章小结 |
| 第三章 敌草胺降解菌株的降解特性研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 培养基与菌株 |
| 1.2 菌株的培养与种子液的制备 |
| 1.3 菌株对敌草胺降解效果的测定 |
| 1.4 环境因素对敌草胺降解的影响 |
| 1.5 菌株降解敌草胺产物的定量收集 |
| 1.6 菌株降解敌草胺产物的鉴定 |
| 1.7 敌草胺降解产物的毒性检验 |
| 1.8 敌草胺降解产物的发芽抑制率 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 菌株QC-18对敌草胺的降解实验 |
| 2.2 温度对菌株QC-18降解敌草胺的影响 |
| 2.3 初始pH值对菌株QC-18降解敌草胺的影响 |
| 2.4 初始加药量对菌株QC-18降解敌草胺的影响 |
| 2.5 不同碳源对菌株QC-18降解敌草胺的影响 |
| 2.6 不同氮源对菌株QC-18降解敌草胺的影响 |
| 2.7 不同金属离子对菌株QC-18降解敌草胺的影响 |
| 2.8 菌株QC-18降解敌草胺的产物分析 |
| 2.9 敌草胺降解产物的毒性分析 |
| 2.10 敌草胺降解产物对玉米发芽率影响 |
| 3 本章讨论 |
| 4 本章小结 |
| 第四章 转座子标签法克隆敌草胺降解相关基因 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 培养基与试剂 |
| 1.2 菌株与质粒 |
| 1.3 质粒DNA的提取 |
| 1.4 细菌基因组DNA测序 |
| 1.5 Tn5转座子的导入与突变株的筛选和鉴定 |
| 1.6 目的突变菌株基因组DNA的提取 |
| 1.7 PCR法验证突变株基因组中的转座子片段 |
| 1.8 转座子插入位置上下游序列的PCR扩增 |
| 1.9 DNA片段回收 |
| 1.10 PCR产物的T/A克隆和酶连 |
| 1.11 一步法感受态细胞的制备与转化 |
| 1.12 DNA序列测定 |
| 1.13 高效液相色谱检测方法测定样品中敌草胺含量 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 菌株QC-18测序结果的数据组装 |
| 2.2 菌株QC-18因组中羟基化酶基因分析 |
| 2.3 突变株的筛选与鉴定 |
| 2.4 突变株中插入转座子序列的PCR验证 |
| 2.5 突变株中转座子插入位置上下游序列的PCR扩增 |
| 2.6 突变株上下游序列的拼接与降解菌株基因组对比分析 |
| 3 本章讨论 |
| 4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 全文总结 |
| 主要创新点 |
| 全文展望 |
| 附录Ⅰ 文中所用培养基及试剂配方 |
| 附录Ⅱ 基因序列 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
四、Adsorption of chloroacetanilide herbicides on soil (I) Structural influence of chloroacetanilide herbicide for their adsorption on soils and its components（论文参考文献）
- [1]环境中乙草胺的修复技术研究进展[J]. 徐佰青,王在钊,王雪. 当代化工, 2021(11)
- [2]共价有机骨架材料在茶叶农药多残留检测中的应用及吸附机理研究[D]. 辛军红. 山东农业大学, 2021
- [3]残留酰胺类除草剂降解的研究进展[J]. 王新,侯佳文,柳文睿,鲍佳. 湖北农业科学, 2021(07)
- [4]氯酯磺草胺和双氯磺草胺对土壤微生物的毒性效应[D]. 张源擎. 山东农业大学, 2021
- [5]4类除草剂对土壤酶活性的影响研究进展[J]. 杨峰山,高梦颖,孙丛,王颜波,杨思源,付海燕,刘春光. 中国农学通报, 2021(08)
- [6]水稻田常用除草剂的微生物降解研究进展[J]. 唐露,龙中儿,曹敏,何健,陈青,黄运红,倪海燕. 应用与环境生物学报, 2021
- [7]吡唑解草酯合成工艺研究[D]. 范龙涛. 北京石油化工学院, 2020(06)
- [8]土壤中乙草胺迁移行为及对杂草生物有效性研究[D]. 谢菲. 南京农业大学, 2019(08)
- [9]氯乙酰胺类除草剂及其代谢产物检测方法和毒性分析研究[D]. 马新颜. 河北医科大学, 2019(02)
- [10]敌草胺降解菌株QC-18的分离鉴定、降解特性及降解基因的初步研究[D]. 陈小龙. 南京农业大学, 2017(05)