一、温度影响农药抑制植物酶的研究（论文文献综述）
郭堤[1]（2020）在《密旋链霉菌Act12强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤及其机理研究》文中研究指明植物修复被认为是一种环境友好、美观、非侵入性、节能且经济有效的技术。如何强化修复植物吸收重金属或者提高其生长速度/生物量成为国内外科研工作者所探索的一个热点问题。向重金属污染土壤中接种微生物强化植物提取过程的工作引起了研究者的广泛关注。然而,放线菌作为土壤中三大微生物类群之一,常被用于植物促生和病虫害生物防治方面的研究,而关于其应用于土壤修复的研究鲜有报道。本论文通过系统地对雪里蕻的Cd、Zn耐受性及富集特性、菌肥复合强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤（植物生理生化响应、土壤理化性质、微生物群落及修复效率）和Act12强化植物修复技术初步机理进行研究,为雪里蕻修复Cd、Zn污染场地提供基础理论依据,为土壤重金属微生物强化植物修复技术提供科学技术参考。主要研究结果如下:（1）通过不同浓度梯度Cd、Zn胁迫下雪里蕻种子萌发及不同栽培方式下（土培和砂培）雪里蕻生长试验对雪里蕻Cd、Zn的耐受性及富集转运特性进行了研究。结果表明,雪里蕻种子发芽率受到Cd、Zn胁迫的抑制,在18.3～37.8%之间;低浓度的Cd、Zn胁迫一定程度上促进了雪里蕻侧根的生长,但随着Cd、Zn浓度的不断升高雪里蕻生物量呈持续降低趋势;雪里蕻植株内Cd、Zn含量随生长基质中Cd、Zn浓度的增加呈线性增长趋势。土培雪里蕻植株内Cd、Zn的最高富集浓度分别为79.9和3318mg kg-1,而砂培雪里蕻植株内Cd、Zn的最高富集浓度分别为129和5195mg kg-1;雪里蕻对Cd、Zn具有较强的耐受性和富集转运能力,具有修复Cd、Zn污染土壤的潜力。（2）研究了不同浓度的EDTA单施或与柠檬酸（CA）和草酸（OA）联合强化雪里蕻植物提取的效率。结果表明,土壤中Cd和Zn的有效性因螯合作用而提高;雪里蕻中Cd和Zn的含量分别比对照提高了1.70、2.15倍（茎叶）和1.93、2.70倍（根系）,然而植物茎叶和根系干重显着降低,分别为4.13～9.91和0.21～0.77g pot-1;螯合剂处理提高了雪里蕻苯丙氨酸解氨酶、多酚氧化酶、过氧化氢酶的活性,而降低了过氧化物酶的活性;总的来说,采用螯合剂的施用提高了雪里蕻修复冶炼厂污染土壤的效率,其顺序为:EDTA>EDTA+CA≈EDTA+OA>CK。（3）研究了施用Act12和堆肥对土壤肥力、Cd/Zn有效性及对雪里蕻植物提取效率的影响。结果表明,堆肥的施用相比对照降低了土壤p H值,同时显着提高了土壤的电导率（7.0倍）、速效磷（10.8倍）、有效钾（2.81倍）、溶解性有机碳（5.22倍）、有机质（4.93倍）,与土壤脲酶（4.39倍）、脱氢酶（45.0倍）和碱性磷酸酶（123.9倍）的活性;Act12的接种提高了土壤的肥力,并提高了土壤中Cd和Zn的溶解性,从而提高了植物对Cd和Zn的吸收;复合施用堆肥和Act12具有协同作用,能够显着提高植物提取效率,Cd和Zn的金属提取量相比对照最高分别提高了9.64和11.4倍。（4）盆栽试验条件下,接种Act12后雪里蕻生物量和叶绿素含量均有所提高,而硫处理后茎叶鲜重、叶绿素a和叶绿素b含量分别下降了57.8%、38.2%和40.7%;硫的施用促进了丙二醛的产生,比对照提高了18.4～33.6%,过氧化物酶和超氧化物歧化酶活性均得到提高,而过氧化氢酶活性在Act12处理下受到抑制;硫与Act12联合施用显着提高了地上部和根系中Cd和Zn的浓度,而各处理下金属提取量的大小顺序为:Act12>对照>Act12+硫;Act12接种显着提高了土壤脲酶（20.4%）和脱氢酶（58.5%）活性,而降低了碱性磷酸酶（68.0%）活性（P≤0.05）;土壤小分子有机酸产量由高到低依次为甲酸>草酸>苹果酸>丙酸;根际土壤细菌群落的组成在门和属的分类上变化趋势一致,硫处理提高了变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）以及硫杆菌属（Thiobacillus）（12.3倍）、假单胞菌属（Pseudomonas）（2.47倍）和地杆菌属（Pedobacter）（1.03倍）的相对丰度。（5）盆栽试验条件下,Act12联合Hoagland营养液、腐殖酸和泥炭能够显着提高雪里蕻叶绿素和可溶性蛋白含量,从而促进植物生长;多酚氧化酶和过氧化物酶的活性分别比对照降低了28.2～41.4%和15.2～59.4%,而过氧化氢酶活性则随着Hoagland营养液和腐殖酸的添加而降低;金属提取量反映植物提取效率由大到小顺序为Act12+Hoagland营养液>Act12+泥炭>对照>Act12+腐殖酸;Hoagland营养液、腐殖酸和泥炭处理下土壤酶活性分别比对照提高了0.53～0.62倍（脲酶）、2.11～5.68倍（脱氢酶）和1.21～4.69倍（碱性磷酸酶）;高通量测序共发现9个门和20个属为根际土壤优势细菌,其中变形菌门（Proteobacteria）和鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）相对丰度最高,而疣微菌门（Verrucomicrobia）和硝化螺菌属（Nitrospira）相对丰度最低。（6）Act12发酵液处理下雪里蕻种子的发芽率从37.8%提高到50.0%,雪里蕻茎叶生物量比对照有所增加,而对于根系发育的促进作用尤为显着,其主根和侧根面积和长度增加明显;随着Cd、Zn胁迫浓度的不断升高,Act12发酵液处理下雪里蕻种子的发芽率先升高(在Cd 5mg L-1、Zn 250mg L-1处理下达到最高,为63.3%)后降低,表明Act12发酵液提高了雪里蕻种子对于Cd、Zn胁迫的抗性;Act12发酵液对污染土壤中的Cd、Zn的浸提能力优于液体培养基,但次于1M NH4OAC溶液,表明Act12可提高土壤中Cd、Zn生物有效性。综合以上研究认为,密旋链霉菌Act12是一株颇具研究潜力的Cd、Zn污染土壤的生物修复剂,菌肥复合施用可在Cd、Zn污染土壤雪里蕻植物修复中发挥安全有效的强化作用。
李如男[2]（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》文中研究表明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。
任春燕[3]（2020）在《基于猕猴桃木生物炭的土壤重金属修复效果评价》文中研究表明土壤中重金属易累积而不易分解,导致农田土壤肥力下降,影响农作物的安全生产,甚至会通过食物链传递进入人体,从而威胁人体健康。生物炭是农林废弃物经热解得到的富含碳的固体物质,具有比表面积大、吸附能力强等特点。生物炭添加到土壤后,能与土壤中的重金属发生一系列反应,如吸附、沉淀、络合、离子交换等,来钝化土壤中重金属,可用于修复土壤环境污染。本研究以废弃的猕猴桃修剪枝为原材料制备生物炭,首先采用静态吸附法研究了其对模拟废水中重金属离子Cd2+、Pb2+、Zn2+的吸附性能,探究了溶液不同初始浓度、吸附时间、pH值及生物炭投加量对溶液中Cd2+、Pb2+、Zn2+吸附效果的影响,同时采用扫描电镜（SEM）和傅里叶红外光谱（FTIR）对吸附前后的生物炭结构进行了表征,并研究了其对实际生活废水中Cd2+、Pb2+、Zn2+的吸附能力,为研究猕猴桃木生物炭对土壤中重金属的钝化效果奠定基础;其次,通过土壤培养和盆栽试验,设置不同的生物炭添加量（1%、2%、4%）,以未添加生物炭的土壤作为对照,研究了施用生物炭对土壤理化性质、重金属有效性、浸出毒性、重金属Cd、Pb、Zn形态、土壤酶活性、芥菜生长及吸收重金属的影响,旨在为猕猴桃修剪枝的资源回收利用及猕猴桃木生物炭对矿区污染土壤的修复潜力提供理论依据。主要研究成果如下:（1）猕猴桃木生物炭呈碱性,pH为11.4,比表面积达15.7m2·g-1,呈多孔结构,表面官能团丰富。Cd2+、Pb2+、Zn2+的最佳吸附条件是pH为4～6,120 min吸附达到平衡,最佳投加量分别为4.0、3.0、4.0g.L-1,最大吸附量分别为9.35、65.9、36.8mg·g-1。（2）吸附动力学试验表明,猕猴桃木生物炭对Cd2+、Pb2+和Zn2+的吸附遵循准二级动力学模型;等温吸附试验表明,在25℃条件下,Langmuir方程更适于生物炭对Cd2+的吸附过程,其理论最大吸附量达13.1mg·g-1,生物炭对Pb2+和Zn2+的吸附更符合Freundlich方程。猕猴桃木生物炭可作为处理轻度重金属复合污染废水的吸附剂。（3）随着生物炭添加量的增加,FX和TG 土壤的pH值、CEC、有机质和酶活性（脱氢酶、脲酶和蔗糖酶）均增加,重金属Cd、Pb、Zn有效性及浸出毒性降低。BCR分析表明,与对照土壤相比,在4%生物炭添加水平下,FX 土壤中Cd、Zn和Pb的酸可溶态最大降幅分别为11.1%、13.3%和24.7%,TG土壤中分别为7.67%、22.8%和7.89%。同时,FX 土壤中Cd、Zn和Pb的残渣态含量分别提高了了 55.9%、7.14%和11.0%,TG 土壤中分别增加了 23.7%、5.86%和10.0%。（4）盆栽试验表明,随着生物炭施用量的增加,芥菜根际土壤中Cd、Pb、Zn有效态含量降低,芥菜产量显着增加,芥菜对重金属的富集量显着下降。当施用4%的生物炭时,FX和TG 土壤生物量分别较对照提高了33%倍和38%,显着提高了芥菜植株的叶绿素含量及过氧化物酶（POD）和过氧化氢酶（CAT）的酶活性,减少了丙二醛（MDA）含量。因此,制备猕猴桃木生物炭,一方面,有利于农业废弃物资源的循环利用;另一方面,可用于修复土壤环境中重金属污染。
秦旭[4]（2019）在《农田土壤镉与莠去津复合污染钝化修复效应研究》文中认为农田土壤常受重金属和农药复合污染威胁,它们会影响农作物的品质、恶化土壤环境,而且农药中的莠去津等长残效除草剂还严重威胁蔬菜等作物的正常生长。本文选取海泡石和生物质炭为修复材料,利用钝化修复法对农田土壤中的镉（Cd）和莠去津复合污染物进行同步修复治理,并进一步探讨同步修复技术对蔬菜生理指标和土壤环境质量的影响。主要研究结果如下:1、海泡石和生物炭通过吸附、基团配位、提高pH等方式固定并钝化土壤中的Cd和莠去津,使二者生物有效性显着下降。油菜发芽率和长势趋于正常,土壤中Cd有效态下降;Cd和莠去津受到固定和钝化后不易被油菜吸收,油菜Cd含量低于食品安全国家标准中的要求。两种修复材料中,对钝化Cd起主要作用的是海泡石,对钝化莠去津起主要作用的是生物质炭。6个月后修复技术仍具有较好的修复效果。2、第一次收获时油菜细胞膜结构得到修复后叶绿素含量提高,可溶性糖浓度下降并提高了光合速率;植物酶因特性差异活性变化各不相同;Ca、Mg和K含量增加,但在酸性条件下添加修复材料使土壤吸附P能力显着增强,不易被油菜吸收,使油菜P含量下降;SOD活性下降,使歧化ASAFR能力减弱,导致ASAFR含量增加;GSH和MDA含量提升,由于GSH会抑制NO2-和H2O2,所以降低了NO2-和H2O2含量;组成蛋白质的各类氨基酸含量变化不一,所以油菜蛋白变化无显着规律;修复材料含有大量盐类物质以及通过对各类物质的吸收,使油菜灰分升高;油菜中Cd含量的减少使对抗Cd污染APX活性下降,并使VC含量提高。两次收获期结果显示修复技术对大部分油菜生理指标的影响都较为稳定。3、第一次油菜收获时土壤pH值受碱性修复材料影响而升高,土壤颗粒表面负电荷增加,Zeta电位降低;土壤酶因性质差异对土壤环境的响应各异;由于修复材料的吸附固定作用,土壤有效磷、有效钾和速效氮含量升高;修复材料引入、吸附并固定盐离子提高了土壤EC值,因生物炭吸附、聚合并通过自身分解增加了土壤有机质,而pH和有机质的升高促进了土壤CEC含量升高。两次收获期结果显示修复技术对大部分土壤理化指标的影响都较为稳定。4、土壤环境质量的改善使微生物群落在多个分类水平下的结构都更加丰富,种类更具多样性,并对微生物组成丰度产生影响。综上所述,添加海泡石和生物质炭可有效钝化和固定土壤中Cd和莠去津复合污染物,降低其生物有效性,保障油菜中两种污染物的残留安全。6个月后,两种修复材料仍具有较强的钝化修复能力。钝化修复还能有效提升部分油菜生理生化指标并改善土壤环境和质量。
李如男,董丰收,吴小虎,刘新刚,徐军,郑永权[5]（2019）在《酶介导下农药在植物中的三相代谢转化研究进展》文中研究说明植物酶诱导农药在植物中的代谢转化对农药的安全使用及风险评估具有重要意义。现有研究表明,农药在植物中的代谢转化途径主要分为3个阶段:Ⅰ相代谢为氧化、水解和还原等酶的催化及非生物降解过程;Ⅱ相代谢是在谷胱甘肽S-转移酶、糖基转移酶和丙二酰基转移酶等作用下农药及其代谢物与植物内源物质进行的轭合过程;Ⅲ相代谢中,植物细胞质中的轭合物被分泌到液泡溶质储存,或运输到质外体中作为结合残留物保留。文章综述了植物中的农药在植物酶作用下的3相代谢转化研究进展,包括参与代谢的植物酶系、基因鉴定、代谢途径及调控机制、研究方法及相关应用等,旨在为解析农药在植物中的归趋、农药膳食风险评估、农药抗性管理及环境修复等相关研究提供理论及技术参考。
石纹碹[6]（2019）在《低温等离子体对多环芳烃污染土壤的强化降解及生态毒性研究》文中研究说明低温等离子体技术用于土壤污染修复具有操作简单、处理时间短、污染物去除效率高、无污染、无残留、无选择性等优点。目前对低温等离子体修复土壤污染的机理研究并不多,对机理的探讨也不够深入,该技术仍止步于实验室阶段。本研究选取壤质潮土和砂质潮土为研究对象,以苯并[a]芘（B[a]P）作为PAHs代表,通过等离子体参数、土壤参数等,研究大气压冷等离子体修复PAHs污染土壤的性能,并探究其降解的规律。利用多通道光纤光谱仪检测放电等离子体中活性基团,结合FTIR、GC/MS等对土壤中PAHs降解产物的分析,揭示其降解机理。通过等离子体处理前后土壤环境质量测定和植物毒性试验,研究等离子体修复土壤污染的同时可能引起的土壤有机质减少、土壤微生物活性降低等影响,阐明该技术对土壤污染修复的生态风险效应。主要研究结果如下:（1）采用介质阻挡放电（DBD）等离子体对B[a]P污染土壤进行修复。借助放电气体参数,土壤类型参数和污染浓度参数考察了土壤中B[a]P的降解特性。结果表明,随着等离子体照射时间增加,两种土壤中不同污染浓度的B[a]P均有大幅度降低。经过等离子体50 min处理,不同载气条件下,初始低浓度污染处理降解效率优于初始高浓度污染处理,砂质潮土各污染处理降解效率高于壤质潮土各污染处理,土壤中B[a]P降解符合一级动力学反应模型。不同载气中B[a]P降解梯度为:氧气>空气>氮气。氧等离子体主要生成含氧自由基,氮等离子体主要为含氮自由基,空气等离子体主要生成含氧自由基、含氮自由基以及羟基自由基,含氧物质越多,其氧化能力越强,污染物氧化降解效率越高。（2）通过多通道光纤光谱仪、高效气相色谱-质谱联用傅里叶红外光谱、总有机碳分析仪等测试分析等离子体降解B[a]P产物,探讨土壤B[a]P污染修复机理。结果显示,红外光谱图中并没有新峰出现,只有原始峰值强度发生变化,质谱图中未检测到中间产物的生成,可能是等离子体将有机污染物分解成CO2和H2O等小分子物质。随着等离子体放电时间增加,各污染土壤处理的有机碳含量均有所下降,其中氮等离子体最少,主要是因为其氧化能力最弱;各污染土壤微生物量碳、氮含量下降明显,均超过50%,说明等离子体修复土壤有机污染的同时会对土壤微生物环境产生一定的影响。（3）采用土培试验,通过对紫花苜蓿的发芽生长情况测定以及酶活性测定,推断等离子体修复土壤有机物过程中可能产生的生态风险效应。由试验结果可以看出,与对照相比,经过等离子体修复各污染土壤处理,植物生长情况均优于对照,但随着处理时间的增加,植物长势有所下降;说明等离子体修复引起的土壤微生物环境、酶活性发生变化,一定程度上抑制了植物生长。
赵梦云[7]（2019）在《人工湿地中酰胺类农药降解的植物作用机制》文中指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。
张锂[8]（2017）在《薄层层析-酶化学法测定马拉硫磷残留》文中研究指明采用薄层层析-酶化学法测定了水样、市售瓜果和市售蔬菜中马拉硫磷残留.样品经过提取后,采用薄层层析分离样品中的干扰物质,将稀释的酶溶液均匀喷在薄层板上,再喷洒显色剂后,光度法测定样品含量,结果回收率76%106%,具有操作简单、快速、结果准确可靠的优点,应用于实际样品的测定,结果满意.
杨振亚,卢晓丹,高彦征[9]（2016）在《植物多酚氧化酶对多环芳烃污染的体外诱导响应》文中指出文献中多采用生物体内实验方法来研究污染物对植物酶的诱导作用,但体内实验操作相对繁琐,耗时长,亟需采用一种快速、简便的体外实验方法来研究多环芳烃（PAHs）等对植物酶的影响。采用植物体外实验方法,以三叶草（Trifolium repens）为供试植物,研究了三叶草茎叶中多酚氧化酶（PPO）对二环PAHs苊和四环PAHs芘的体外诱导响应。结果表明,ρ（苊）为039.68 mg·L-1时,三叶草茎叶PPO活性随苊污染浓度增大而升高,表现为诱导效应;ρ（芘）为00.16 mg·L-1时,PPO活性随芘污染浓度增大呈先升高后降低趋势,表现为先诱导后抑制效应。三叶草茎叶PPO对苊和芘的体外污染的敏感性响应顺序为苊<<芘,与其自身毒性顺序一致。采用体外实验方法可快速、有效、简单地评价PAHs对植物PPO的诱导效应。
杜美红,孙永军,汪雨,陈舜琮[10]（2010）在《酶抑制-比色法在农药残留快速检测中的研究进展》文中研究表明概述酶抑制-比色法在农药残留快速检测中的检测原理、对不同种酶源的选择与保存、酶抑制法检测条件及改进方法等研究进展,并指出酶抑制-比色法在使用中存在的问题和未来的发展趋势。
二、温度影响农药抑制植物酶的研究（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、温度影响农药抑制植物酶的研究（论文提纲范文）
（1）密旋链霉菌Act12强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤及其机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属的来源及危害 |
| 1.1.2 土壤重金属污染现状 |
| 1.2 重金属污染土壤的植物修复技术 |
| 1.2.1 植物修复的类型 |
| 1.2.2 超富集植物的选择 |
| 1.2.3 植物提取效率的影响因素 |
| 1.2.4 植物修复技术强化措施 |
| 1.3 植物促生根际微生物在植物提取技术中的应用 |
| 1.3.1 微生物对于重金属抗性/耐受性机理 |
| 1.3.2 微生物对植物的促生作用 |
| 1.3.3 微生物对植物抗重金属胁迫的作用 |
| 1.3.4 微生物强化植物修复技术的应用 |
| 1.4 立题依据与研究意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 第二章 雪里蕻对于Cd、Zn的耐性及富集特征研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料准备 |
| 2.1.2 不同栽培方式下雪里蕻Cd、Zn耐性及富集特性试验 |
| 2.1.3 Cd、Zn胁迫下雪里蕻种子萌发试验 |
| 2.1.4 植物指标的测定 |
| 2.1.5 土壤指标测定 |
| 2.1.6 植物提取指数计算 |
| 2.1.7 数据统计分析 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 对雪里蕻生长的影响 |
| 2.2.2 对雪里蕻叶片中叶绿素含量的影响 |
| 2.2.3 对雪里蕻叶片中可溶性蛋白含量的影响 |
| 2.2.4 对雪里蕻叶片中丙二醛和植物酶活性的影响 |
| 2.2.5 对雪里蕻中Cd、Zn含量的影响 |
| 2.2.6 对雪里蕻Cd、Zn富集和转运能力的影响 |
| 2.2.7 雪里蕻种子对于Cd、Zn胁迫的耐受性 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 EDTA及小分子有机酸强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料准备 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 植物指标的测定 |
| 3.1.4 土壤指标的测定 |
| 3.1.5 植物提取指数计算 |
| 3.1.6 数据统计分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 螯合剂对土壤中Cd和Zn有效性的影响 |
| 3.2.2 螯合剂对雪里蕻生长的影响 |
| 3.2.3 螯合剂对雪里蕻中抗氧化酶活性的影响 |
| 3.2.4 螯合剂对雪里蕻中Cd和Zn积累的影响 |
| 3.2.5 植物提取指数计算 |
| 3.2.6 相关性分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 Act12对土壤理化性质的影响及植物促生机理探讨 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料准备 |
| 4.1.2 土壤培养试验 |
| 4.1.3 盆栽试验 |
| 4.1.4 植物指标测定 |
| 4.1.5 土壤指标测定 |
| 4.1.6 植物提取指数计算 |
| 4.1.7 数据统计分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 对土壤速效磷和有效钾的影响 |
| 4.2.2 对土壤中溶解性有机碳和有机质的影响 |
| 4.2.3 对土壤酶活性的影响 |
| 4.2.4 对土壤中Cd和Zn有效性的影响 |
| 4.2.5 对雪里蕻生长的影响 |
| 4.2.6 对雪里蕻富集Cd和Zn的影响 |
| 4.2.7 植物提取指数计算 |
| 4.2.8 冗余分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 Act12 联合硫对雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料准备 |
| 5.1.2 试验设计 |
| 5.1.3 植物指标测定 |
| 5.1.4 土壤指标测定 |
| 5.1.5 植物提取指数计算 |
| 5.1.6 数据统计分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 对雪里蕻生长的影响 |
| 5.2.2 对叶片中叶绿素含量的影响 |
| 5.2.3 对丙二醛和植物酶的影响 |
| 5.2.4 对雪里蕻富集Cd和Zn的影响 |
| 5.2.5 植物提取指数计算 |
| 5.2.6 对根际土壤中有机酸含量的影响 |
| 5.2.7 对根际土壤酶活性的影响 |
| 5.2.8 对根际土壤微生物多样性的影响 |
| 5.2.9 对根际土壤微生物群落组成的影响 |
| 5.2.10 冗余分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 Act12 联合施肥措施对雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤的影响 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 试验材料准备 |
| 6.1.2 试验设计 |
| 6.1.3 植物指标的测定 |
| 6.1.4 土壤指标的测定 |
| 6.1.5 植物提取指数计算 |
| 6.1.6 数据统计分析 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 对雪里蕻生长的影响 |
| 6.2.2 对叶绿素含量的影响 |
| 6.2.3 对雪里蕻叶片丙二醛含量和酶活性的影响 |
| 6.2.4 对可溶性蛋白含量的影响 |
| 6.2.5 对雪里蕻中Cd、Zn含量的影响 |
| 6.2.6 植物提取指数计算 |
| 6.2.7 对根际土壤酶活性的影响 |
| 6.2.8 对根际土壤微生物多样性的影响 |
| 6.2.9 对根际土壤微生物群落组成的影响 |
| 6.2.10 相关性分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 Act12 促进雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤的初步机理研究 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 试验材料准备 |
| 7.1.2 Act12处理下雪里蕻种子萌发和植物生长试验 |
| 7.1.3 Act12 处理下雪里蕻种子Cd、Zn抗性试验 |
| 7.1.4 Act12 影响土壤中Cd、Zn有效性试验 |
| 7.1.5 数据统计分析 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 Act12发酵液对雪里蕻种子萌发和植物生长的影响 |
| 7.2.2 Act12 发酵液对雪里蕻Cd、Zn抗性的影响 |
| 7.2.3 Act12 发酵液对土壤中Cd、Zn有效性的影响 |
| 7.3 本章小结 |
| 第八章 总结与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（2）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 |
（3）基于猕猴桃木生物炭的土壤重金属修复效果评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染概述 |
| 1.1.1 土壤重金属污染的现状 |
| 1.1.2 土壤重金属污染的来源及危害 |
| 1.1.3 土壤污染的修复方法 |
| 1.2 生物炭修复重金属污染土壤的研究 |
| 1.2.1 生物炭的结构和性质 |
| 1.2.2 生物炭的研究现状 |
| 1.2.3 生物炭修复重金属污染土壤的作用机理 |
| 1.3 研究背景 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线图 |
| 第二章 生物炭的制备及性质表征 |
| 引言 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料和仪器 |
| 2.1.2 生物炭的制备 |
| 2.1.3 生物炭结构表征 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 生物炭的基本性质 |
| 2.2.2 生物炭的表面形态特征 |
| 2.2.3 生物炭的表面官能团特性 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 生物炭对溶液中Cd~(2+)、Zn~(2+)、Pb~(2+)的吸附特性研究 |
| 引言 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验仪器 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 生物炭对模拟废水的吸附试验 |
| 3.2.2 生物炭对实际废水吸附效果的影响 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同投加量对吸附效果的影响 |
| 3.3.2 不同时间对吸附的影响 |
| 3.3.3 不同pH对吸附的影响 |
| 3.3.4 不同初始浓度对吸附的影响 |
| 3.3.5 生物炭对实际废水的吸附效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 生物炭对土壤及重金属有效性的影响 |
| 引言 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 主要试剂及仪器 |
| 4.2 试验设计 |
| 4.2.1 土壤培养试验 |
| 4.2.2 分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 生物炭对土壤理化性质的影响 |
| 4.3.2 生物炭对土壤重金属有效性的影响 |
| 4.3.3 生物炭对土壤重金属形态的影响 |
| 4.3.4 生物炭对土壤酶活性的影响 |
| 4.3.5 相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 生物炭对污染土壤的修复效果评价 |
| 引言 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 盆栽试验 |
| 5.1.3 分析方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 生物炭对根际土壤重金属有效性的影响 |
| 5.2.2 生物炭对芥菜生长的影响 |
| 5.2.3 生物炭对芥菜生理特性的影响 |
| 5.2.4 生物炭对芥菜吸收重金属的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）农田土壤镉与莠去津复合污染钝化修复效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 土壤污染形势 |
| 1.1.1 农田土壤重金属污染 |
| 1.1.2 农田土壤有机物污染 |
| 1.1.3 有机、无机复合污染 |
| 1.2 农田土壤污染修复技术 |
| 1.2.1 工程措施 |
| 1.2.2 植物修复 |
| 1.2.3 微生物修复 |
| 1.2.4 原位化学修复 |
| 1.2.5 联合修复技术 |
| 1.2.6 修复污染土壤的经济成本 |
| 1.3 原位化学修复材料 |
| 1.4 原位化学修复效果的环境影响因素 |
| 1.4.1 土壤pH |
| 1.4.2 土壤水份 |
| 1.5 原位化学修复对作物生理生化的影响 |
| 1.6 原位化学修复对土壤环境和土壤质量的影响 |
| 1.7 科学问题的提出与研究内容 |
| 1.8 技术路线图 |
| 第二章 Cd和莠去津复合污染土壤原位钝化修复效果 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.3 样品提取与检测 |
| 2.1.4 数据处理与分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 油菜的发芽率和长势 |
| 2.2.2 油菜的生物量 |
| 2.2.3 油菜中莠去津的残留量 |
| 2.2.4 油菜中Cd的含量 |
| 2.2.5 土壤中莠去津的残留量 |
| 2.2.6 土壤中Cd有效态的含量 |
| 2.2.7 土壤中不同形态Cd的构成 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 复合污染钝化修复技术对油菜生理指标的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 样品分析 |
| 3.1.4 数据处理与分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 复合污染钝化处理对油菜植株氨基酸的影响 |
| 3.2.2 复合污染钝化处理对油菜光合作用的影响 |
| 3.2.3 复合污染钝化处理对油菜植物酶的影响 |
| 3.2.4 复合污染钝化处理对油菜钙、镁、磷、钾营养元素吸收的影响 |
| 3.2.5 复合污染钝化处理对油菜毒理学物质的影响 |
| 3.2.6 复合污染钝化处理对油菜植株蛋白和灰分的影响 |
| 3.2.7 复合污染钝化处理对油菜植株中维生素的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 复合污染钝化处理对土壤环境质量的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 样品分析 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 复合污染钝化处理对土壤pH的影响 |
| 4.2.2 复合污染钝化处理对土壤Zeta电位的影响 |
| 4.2.3 复合污染钝化处理对土壤酶的影响 |
| 4.2.4 复合污染钝化处理对土壤氮磷钾元素有效性的影响 |
| 4.2.5 复合污染钝化处理对土壤EC、有机质和CEC的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 复合污染钝化处理对土壤微生物群落多样性的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.1.3 样品分析 |
| 5.1.4 生物信息分析和数据统计分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 序列拼接与组装 |
| 5.2.2 序列读取和细菌多样性 |
| 5.2.3 微生物群落在不同分级水平上的分布 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 全文结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.1.1 Cd和莠去津复合污染土壤钝化修复效果 |
| 6.1.2 复合污染钝化修复技术对油菜品质的影响 |
| 6.1.3 复合污染钝化修复技术对土壤环境质量的影响 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（6）低温等离子体对多环芳烃污染土壤的强化降解及生态毒性研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 土壤有机物的污染现状 |
| 1.1.1 多环芳烃的特点与分布 |
| 1.1.2 多环芳烃的来源与危害 |
| 1.2 有机物污染土壤的修复技术 |
| 1.2.1 有机物污染土壤的传统修复技术 |
| 1.2.2 低温等离子体修复技术 |
| 1.3 PAHs污染土壤高级氧化修复的生态风险研究 |
| 2 引言 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1. 试验材料 |
| 3.1.1 目标污染物简介及试验土壤 |
| 3.1.2 试验装置 |
| 3.1.3 试验药品及仪器 |
| 3.2 试验设计 |
| 3.2.1 技术路线 |
| 3.2.2 DBD对两种B[a]P污染土壤的强化降解效果 |
| 3.2.2.1 试验方法 |
| 3.2.2.2 污染土样的制备 |
| 3.2.3 DBD修复土壤B[a]P污染的生态风险效应 |
| 3.2.3.1 试验方法 |
| 3.2.3.2 样品的采集与处理 |
| 3.3 指标的测定与方法 |
| 3.4 数据处理 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 DBD对两种B[a]P污染土壤的强化降解效果 |
| 4.1.1 不同气体条件下的DBD放电光谱 |
| 4.1.2 不同载气种类、土壤类型和初始浓度对B[a]P降解效果的影响 |
| 4.1.3 气质联用色谱分析 |
| 4.1.4 傅里叶红外光谱分析 |
| 4.1.5 有机碳含量的变化情况 |
| 4.1.6 微生物量碳变化 |
| 4.1.7 土壤pH值变化情况 |
| 4.2 DBD修复土壤B[a]P污染的生态风险效应 |
| 4.2.1 空气条件下放电对紫花苜蓿生态毒性的影响 |
| 4.2.1.1 空气条件下放电对紫花苜蓿生长的影响 |
| 4.2.1.2 空气条件下放电对植物酶活性的影响 |
| 4.2.1.3 空气条件下放电对土壤酶活性的影响 |
| 4.2.2 氧气条件下放电对紫花苜蓿生态毒性的影响 |
| 4.2.2.1 氧气条件下放电对紫花苜蓿生长的影响 |
| 4.2.2.2 氧气条件下放电对植物酶活性的影响 |
| 4.2.2.3 氧气条件下放电对土壤酶活性的影响 |
| 4.2.3 氮气条件下放电对紫花苜蓿生态毒性的影响 |
| 4.2.3.1 氮气条件下放电对紫花苜蓿生长的影响 |
| 4.2.3.2 氮气条件下放电对植物酶活性的影响 |
| 4.2.3.3 氮气条件下放电对土壤酶活性的影响 |
| 4.2.4 小结 |
| 5 讨论 |
| 5.1 DBD对两种B[a]P污染土壤的强化降解效果 |
| 5.1.1 发射光谱分析 |
| 5.1.2 不同载气种类、土壤类型和初始浓度对B[a]P降解效果的影响 |
| 5.1.3 气质联用色谱及傅里叶红外光谱分析 |
| 5.1.4 土壤有机碳、微生物碳含量以及pH值变化 |
| 5.2 DBD修复土壤B[a]P污染的生态风险效应 |
| 5.2.1 不同通气条件下放电后紫花苜蓿的生长情况 |
| 5.2.2 不同通气条件下放电对土壤酶活性的影响 |
| 5.2.3 不同通气条件下放电对植物酶活性的影响 |
| 6 结论 |
| 参考文献 |
| ABSTRACT |
（7）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 |
（8）薄层层析-酶化学法测定马拉硫磷残留（论文提纲范文）
| 1 实验部分 |
| 1.1 主要试剂 |
| 1.2 仪器 |
| 1.3 固定相 |
| 1.3.1 固定相的涂布 |
| 1.3.2 吸附剂的活化 |
| 1.4 酶的制备与保存 |
| 1.5 实验方法 |
| 1.5.1 标准工作曲线的绘制 |
| 1.5.2 定量分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 薄层层析吸附剂的选择 |
| 2.2 展开剂的选择 |
| 2.3 酶溶液浓度的选择 |
| 2.4 孵化温度和酶反应时间的影响 |
| 2.5 p H值的影响 |
| 2.6 样品分析 |
| 2.6.1 薄层层析-酶化学法与薄层层析法的对比 |
| 2.6.2 分析样品测定结果及分析样品加标回收率 |
| 3 结语 |
（9）植物多酚氧化酶对多环芳烃污染的体外诱导响应（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 分析方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 苊和芘对三叶草PPO活性的影响 |
| 2.2苊和芘对三叶草茎叶中PPO活性的体外诱导率或抑制率 |
| 2.3 PPO对苊和芘污染的敏感性 |
| 3 结论 |
四、温度影响农药抑制植物酶的研究（论文参考文献）
- [1]密旋链霉菌Act12强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤及其机理研究[D]. 郭堤. 西北农林科技大学, 2020(03)
- [2]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)
- [3]基于猕猴桃木生物炭的土壤重金属修复效果评价[D]. 任春燕. 西北农林科技大学, 2020(02)
- [4]农田土壤镉与莠去津复合污染钝化修复效应研究[D]. 秦旭. 中国农业科学院, 2019(01)
- [5]酶介导下农药在植物中的三相代谢转化研究进展[J]. 李如男,董丰收,吴小虎,刘新刚,徐军,郑永权. 农药学学报, 2019(Z1)
- [6]低温等离子体对多环芳烃污染土壤的强化降解及生态毒性研究[D]. 石纹碹. 河南农业大学, 2019(04)
- [7]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)
- [8]薄层层析-酶化学法测定马拉硫磷残留[J]. 张锂. 兰州工业学院学报, 2017(06)
- [9]植物多酚氧化酶对多环芳烃污染的体外诱导响应[J]. 杨振亚,卢晓丹,高彦征. 生态与农村环境学报, 2016(04)
- [10]酶抑制-比色法在农药残留快速检测中的研究进展[J]. 杜美红,孙永军,汪雨,陈舜琮. 食品科学, 2010(17)