一、毒死蜱及代谢产物对土壤过氧化氢酶活性的影响（论文文献综述）
刘垠霖[1]（2021）在《连作年限对党参生长、土壤理化性状及酶活性的影响研究》文中认为党参（Codonopsis pilosula（Franch.）Nannf.）连作障碍已经成为制约其产业发展的重要因素,为探明党参连作年限对党参生长指标、土壤理化性质、发病率、产量与品质的影响,本文以甘肃省宕昌县不同连作年限党参（1a、2a、3a、4a）为研究对象,分析了不同连作年限对党参生长指标（党参藤长、根长、根直径、根干重、根鲜重）、不同生长期不同土层的土壤理化性质（土壤有机碳、全磷、全氮、速效磷、速效钾、电导率、pH）及酶活性（土壤过氧化氢酶、脲酶、蔗糖酶、硝酸还原酶、碱性磷酸酶）特征、党参主要病害发病率、党参产量与品质的影响。结果表明:（1）对党参生长指标的影响:党参藤长、根长、根直径、根干重、根鲜重在各生长期随连作年限的增加而降低,且在党参生长旺盛期、收获期,连作年限对党参根长、根干重、根鲜重存在显着影响。（2）对党参土壤理化性质的影响:党参土壤有机碳、全磷、全氮、速效磷含量在党参各生长期随连作年限的增加呈先上升后下降的趋势,且总有所下降。土层对党参土壤理化性质的影响不显着;除苗期外各生长期党参土壤速效钾随连作年限增加总体呈持续上升的趋势;在党参各生长期党参土壤电导率在不同土层之间均无显着差异,但整体上随连作年限的增加呈上升的趋势;党参土壤pH值随着连作年限的增加整体呈现一定的上升趋势,但变化幅度较小。（3）对党参土壤酶活性的影响:随连作年限的增加,党参土壤过氧化氢酶活性随连作年限的增加呈逐年下降的趋势,但各连作年限间无显着差异;党参土壤脲酶、硝酸还原酶活性随连作年限的增加整体呈先上升后下降又上升的趋势,且各连作年限间差异显着;党参土壤蔗糖酶、碱性磷酸酶活性随连作年限的增加整体呈先上升后下降的趋势,且各连作年限间差异显着。（4）对党参主要病害发病率的影响:随连作年限的增加,党参主要茎叶病害和根部病害的发病率持续升高,且各连作年限之间均存在显着性差异。（5）对党参产量及品质的影响:随连作年限的增加,党参产量呈现持续降低的趋势,且各连作年限之间差异达到显着水平;长期连作导致党参品质的持续降低,随连作年限的增加,一等品、二等品呈现逐年减少的趋势,三等及以下的党参则呈现逐年增加的趋势;党参的水分、灰分含量整体呈现先下降后上升的趋势,水分含量在各年限之间无显着差异,灰分含量在连作4a时显着高于其他年限。（6）土壤理化性质中有机碳、速效钾含量是影响产量的主要因素,土壤酶活性中脲酶、碱性磷酸酶活性是影响产量的主要因素,党参各主要病害都是影响产量的主要因素,而土壤有机碳和速效磷对党参的产量影响最大,土壤有机碳、全磷和速效钾对党参的品质影响最大。
黄河[2]（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》文中提出阿特拉津（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。
王宇航[3]（2021）在《两种农药对谷皮菱形藻（Nitzschia palea）毒理效应及代谢影响的研究》文中研究表明有机磷农药是一类含磷的有机化合物,具有高效抑制虫害和生物可降解性,是目前世界上应用最广泛的有机化学物质之一。然而,随着有机磷农药使用量的不断增加以及不合理地施用和处理,造成水体的严重污染,对水生生物及人类健康构成潜在威胁。硅藻是淡水中重要的初级生产者,对环境变化敏感,在水生生态系统污染指示方面发挥着重要作用。有机磷农药的广泛施用给水环境带来了污染,危害水生生物及人类健康,为探究有机磷农药对水生植物的毒性效应,了解水生植物对水体中有机磷农药残留的指示作用,本研究选取有机磷农药（乙酰甲胺磷和敌百虫）,以淡水硅藻谷皮菱形藻（N.palea）为研究对象,进行急性毒理实验,探究两种有机磷农药对谷皮菱形藻生长、形态及生理上的毒性效应,并对其代谢组成分变化进行了初步的研究,结果如下:1.两种有机磷农药对N.palea生长的影响:在敌百虫（5-50 mg/L）胁迫第七天时,谷皮菱形藻的生长受到明显的抑制作用,而乙酰甲胺磷胁迫对谷皮菱形藻的生长无明显影响。2.两种有机磷农药对N.palea形态的影响:通过光学显微镜和扫描电镜观察,乙酰甲胺磷处理后谷皮菱形藻细胞形态发生明显变化,而敌百虫处理后几乎未发生形变。3.两种有机磷农药对N.palea生理生化的影响:低浓度的敌百虫（5 mg/L）对谷皮菱形藻叶绿素 a 含量有明显的刺激作用;两种有机磷农药处理后谷皮菱形藻MDA含量及EPS含量均显着增加。4.两种有机磷农药对N.palea抗氧化酶的影响:抗氧化酶分析结果显示,两种有机磷农药处理后谷皮菱形藻SOD酶,CAT酶及POD酶活性均显着增加。敌百虫胁迫过程中SOD酶和CAT酶起主要作用,而乙酰甲胺磷胁迫时POD酶起主要作用。5.两种有机磷农药对N.palea代谢的影响:与正常对照组相比,有机磷农药处理后谷皮菱形藻的代谢物组成差异较为明显。有机磷农药胁迫对谷皮菱形藻的代谢影响较大。通过代谢标志物涉及的主要代谢途径分析发现有机磷农药胁迫影响了硅藻细胞的氨基酸（赖氨酸）合成代谢、脂肪酸（花生四烯酸）代谢等代谢途径。本研究表明,有机磷农药胁迫后谷皮菱形藻的生长趋势、叶绿素 a 含量、丙二醛含量、胞外多糖含量（EPS）、抗氧化酶活性、形态特征和代谢物组成都会发生特异性变化。运用生物化学、生理学和组学分析相结合的方法能更全面且更准确地评估有机磷农药污染的影响。
孙建波[4]（2021）在《毒死蜱降解菌株的分离鉴定及降解条件优化》文中提出毒死蜱作为一种杀虫剂,按照农药分类属于有机磷类,且具有广谱性,毒死蜱具有高效率低毒性的特点,但其半衰期较长[1]。长时间不使用毒死蜱的土壤中仍然能够检测出毒死蜱残留,并且农作物中也发现毒死蜱残留。毒死蜱对环境的污染已经引起人们的高度重视。毒死蜱在环境中的降解方式主要分为三种,分别是利用物理降解、化学降解和生物降解的方式来降解毒死蜱[2],其中生物降解是通过微生物分泌相关降解酶降解毒死蜱。本研究通过16S rDNA高通量测序技术建立吉林省长白山地区磷污染农田土壤微生物文库并对其微生物多样性进行分析;依据文库设计培养基配方筛选毒死蜱高效降解菌株;获得菌株Pseudomonas aeruginosa AY-1、Pantoea PB-1,对其进行性质表征,确定最适生长条件和最优降解条件;并探究了菌株Pseudomonas aeruginosa AY-1作用农药底物广谱性的特征。研究结果如下:（1）采用16S rDNA高通量测序分析农田土壤中的微生物多样性经过16S rDNA高通量测序,发现不同农田土壤样品间中物种存在多样性,优势菌属有Burkholderia（伯克霍尔德菌属）、Arthrobacter（节杆菌属）、Bradyrhizobium（慢生根瘤菌）、Gemmatimonas（芽单胞菌属）、Rhizomicrobium（根霉菌属）、Pseudomonas（假单胞菌属）等,但在不同土壤样品中,微生物群落组成不同,因此在后续分离筛选毒死蜱高效降解菌的过程中,针对不同的菌属,设计不同培养基,以期获得不同类群菌株。（2）从农田土壤中分离筛选出毒死蜱降解菌采用富集培养和实验室适应性进化相结合的方法从农田土壤中分离出两株毒死蜱降解菌AY-1、PB-1,通过对两株菌进行形态学观察、相关的生理生化方面鉴定以及16S rDNA分子的测序,经过初步鉴定得出初步结论,两株菌分别为铜绿假单胞菌属、泛菌属成员,命名为Pseudomonas aeruginosa AY-1、Pantoea PB-1。（3）优化Pseudomonas aeruginosa AY-1生长条件和降解毒死蜱的条件通过单因素实验和正交试验对菌株降解毒死蜱条件进行优化,最适降解条件为35℃,p H=8,底物浓度为100 mg/L,降解效率为75.09%;利用不同碳源和氮源作为底物研究其对Pseudomonas aeruginosa AY-1生长的影响,发现菌株Pseudomonas aeruginosa AY-1的最适碳氮源为葡萄糖与硫酸铵。（4）毒死蜱降解机理的初步研究提取了Pseudomonas aeruginosa AY-1的胞内和胞外提取液,分别检测其对毒死蜱的降解效率,结果显示胞内产物的降解效率更高,初步判定AY-1毒死蜱降解酶以胞内酶为主;对菌株AY-1降解毒死蜱的产物进行分析,检测到3种主要的降解产物,即DETP（二乙基硫代磷酸酯）、TCP（3,5,6-三氯-2-吡啶醇）与DEP（磷酸二乙酯）,凭此实验结果推断出菌株Pseudomonas aeruginosa AY-1降解毒死蜱的途径为:毒死蜱通过水解酶进行水解得到TCP和DETP,随后DETP脱硫生成DEP。
张帆[5]（2021）在《纳米零价铁与四氯联苯对赤子爱胜蚓的联合毒性效应》文中研究说明纳米零价铁（nanoscale zero-valent iron,nZVI）日益广泛地应用于污染场地修复,多氯联苯（polychlorinated biphenyls,PCBs）是电子垃圾拆解污染场地的主要持久性有机有毒污染物之一。工程修复材料和持久性有毒物质联合作用对场地功能性生物的毒性影响及机制有待深入研究。本论文选取nZVI和3,3’,4,4’-四氯联苯（PCB77）为受试污染物,以赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）为土壤模式生物,采用基于正交试验设计的温控土壤暴露实验,在个体、组织细胞及分子水平上研究了nZVI和PCB77单一及联合暴露对蚯蚓的毒性影响及污染物在蚯蚓中的富集规律。主要研究结果如下:（1）赤子爱胜蚓对nZVI和PCB77具有生物富集作用。在28天的暴露周期内,蚯蚓对铁的富集呈现浓度依赖性（7.89-16.34 mg/kg）,对PCB77的富集量随着暴露时间的延长逐渐增加并于第14天达到峰值（13.86-96.73 mg/kg）。nZVI促进了PCB77在蚯蚓中的富集,10 g/kg nZVI与1 mg/kg PCB77共存显着提高了蚯蚓体内PCB77的含量,与未添加nZVI相比上升了169.64%。同时,nZVI对土壤中PCB77的降解具有促进作用,且随nZVI浓度的上升作用增强。（2）nZVI和PCB77联合暴露对赤子爱胜蚓产生协同毒性作用。PCB77和nZVI共存显着抑制了蚯蚓的生长和繁殖,最高抑制率分别为16.32%和93.16%。蚯蚓的表皮透射电子显微镜（TEM）图像显示nZVI与PCB77共暴露28天后蚯蚓上表皮出现破损,角质层结构紊乱。蚯蚓体腔细胞凋亡数据也进一步显示出nZVI和PCB77共暴露对蚯蚓细胞的损伤呈现协同效应,且损伤程度随暴露水平的上升而加重。PCB77和nZVI在相应的高水平（10 mg/kg和10 g/kg）协同诱导蚯蚓发生氧化应激和脂质过氧化反应,导致蚯蚓体内活性氧（ROS）和丙二醛（MDA）含量显着上升,抗氧化酶超氧化物歧化酶（SOD）和过氧化氢酶（CAT）的活性在暴露早期及中期（2-14天）显着上升且在暴露晚期（28天）受到抑制。经皮尔逊（Pearson）相关性分析,蚯蚓体重和ROS可作为PCB77和nZVI联合毒性作用的敏感响应指标（r>0.784,p<0.05）。（3）nZVI和PCB77联合暴露干扰赤子爱胜蚓体内的代谢过程。蚯蚓暴露于PCB77和nZVI后共检测到102种代谢物,其中脂类和有机酸类代谢物分别占总代谢物数量的34.69%和26.53%。在10 mg/kg PCB77处理组、10 g/kg nZVI处理组和10 mg/kg PCB77&10 g/kg nZVI联合暴露组蚯蚓中筛选出与对照相比含量有显着性差异的代谢物分别有13种、25种和36种。代谢通路富集分析显示,蚯蚓暴露于10 mg/kg PCB77后体内的氨基酸代谢被显着促进,10 g/kg nZVI暴露下蚯蚓的三羧酸（TCA）循环和能量代谢受到干扰,10 mg/kg PCB77和10g/kg nZVI联合暴露下蚯蚓受到的代谢扰动较单一暴露更为显着,蚯蚓的TCA循环、有氧呼吸及谷氨酸代谢受到阻碍。
龙正南[6]（2021）在《多菌灵对蚯蚓肠道菌群及抗生素抗性基因的影响》文中提出设施大棚内杀菌剂高频高剂量使用和有机肥大量施用导致杀菌剂在有机肥施用土壤中的残留污染。蚯蚓作为土壤生态系统中的非靶标动物不仅能富集和降解农药残留,而且其肠道是抗生素抗性基因（ARGs）储存与传播的潜在载体。然而,有机肥施用土壤-蚯蚓生态系统中杀菌剂消解与生物富集特征仍缺少相关研究,同时蚯蚓肠道是ARGs研究中一个被忽视的重点,尤其是杀菌剂胁迫下蚯蚓肠道菌群及ARGs的变化规律尚不清楚。本研究以典型杀菌剂多菌灵为目标化合物,以赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）为受试生物,参考设施大棚土壤中多菌灵残留水平和有机肥使用量,在模拟土壤-蚯蚓生态系统中研究了多菌灵在土壤中的消解特征及在蚯蚓体内的富集规律,多菌灵胁迫下蚯蚓酶活性（乙酰胆碱酯酶和过氧化氢酶）变化、蚯蚓肠道微生物群落结构与功能多样性以及抗生素抗性基因响应规律。研究结果为长期施用有机肥的设施农业土壤中农药残留生态风险评价提供更完善的数据,主要研究结果如下:1)有机肥处理改变了土壤-蚯蚓生态系统中多菌灵的消解与生物富集行为。在模拟土壤-蚯蚓生态系统中多菌灵在不同处理土壤中的消解均呈初期快、后期慢的趋势。添加与未添加有机肥土壤中多菌灵消解半衰期分别为19.15～23.49天和33.00～33.16天,表明土壤-蚯蚓生态系统中有机肥处理促进了土壤中多菌灵的消解。暴露处理初期（3～7天）蚯蚓体内多菌灵浓度较高,随着暴露时间延长,蚯蚓富集浓度整体呈下降趋势。土壤中多菌灵处理浓度越高,蚯蚓体内富集浓度越高。2)多菌灵暴露初期刺激蚯蚓乙酰胆碱酯酶（AChE）活性,随着暴露时间延长显着抑制蚯蚓乙酰胆碱酯酶活性;多菌灵处理使蚯蚓过氧化氢酶（CAT）活性呈先上升后保持较高活性的趋势。添加有机肥土壤中2 mg/kg多菌灵处理使蚯蚓肠道微生物Simpson指数和Mc Intoch指数显着上升,而未添加有机肥土壤中多菌灵处理对蚯蚓肠道微生物Simpson指数和Shannon指数没有显着性影响。3)多菌灵暴露处理改变了蚯蚓肠道微生物群落结构组成。在细菌门水平上,蚯蚓肠道优势细菌门主要是Proteobacteria、Firmicutes、Actinobacteria和Bacteroidetes。有机肥处理导致蚯蚓肠道Proteobacteria和Bacteroidetes相对丰度比例降低,Firmicutes和Actinobacteria相对丰度上升;多菌灵暴露下蚯蚓肠道Proteobacteria相对丰度下降,而Firmicutes和Actinobacteria相对丰度上升。在细菌属水平上,未添加有机肥土壤中多菌灵暴露处理降低了蚯蚓肠道中优势细菌属Rhodococcus、Streptococcus、Myroides和Bacillus相对丰度;添加有机肥土壤中多菌灵处理增加了蚯蚓肠道中Streptomyces相对丰度,但降低了Myroides相对丰度。4)宏基因组和荧光定量PCR法分析均表明多菌灵暴露处理促进了蚯蚓肠道微生物ARGs丰度的上升。添加有机肥土壤中2 mg/kg多菌灵胁迫下蚯蚓肠道中ARGs相对丰度比对照蚯蚓肠道增加了110.74%～226.24%,未添加有机肥土壤中多菌灵胁迫下蚯蚓肠道中四环素类、利福霉素类和糖肽类ARGs相对丰度比对照蚯蚓肠道增加了6.05%～33.89%。有机肥处理土壤中蚯蚓肠道中多药类、四环素类、利福霉素类、氨基香豆素类、氨基糖苷类、肽类和其他类ARGs相对丰度均高于未添加有机肥处理。多菌灵处理导致蚯蚓肠道中sul1、muxB、acrB、vanRO和vanSO基因绝对丰度的上升,2 mg/kg多菌灵处理诱导蚯蚓肠道中sul1、ceoB、muxB、vanSO和mexF基因绝对丰度的显着上升。有机肥处理土壤中蚯蚓肠道内sul1、vanRO、mex K、muxB、acrB和vanSO基因绝对丰度均高于未添加有机肥处理。
李小青[7]（2021）在《化学农药对青菜及其根际微环境的影响机制研究》文中研究指明农药是保障农业丰收的重要手段,长期重复使用致使其大量残留于农田环境中,而残留于土壤及水体中的农药易向非靶标作物迁移,进一步对植物生理代谢及根际环境产生一定影响,然而目前对农药-植物-根际环境互作的机制研究较为匮乏。代谢组学是以生物体内源性代谢物质作为研究对象,分析其种类、数量及其在内外因素作用下的变化规律。目前代谢组学已成为研究不可预测代谢变化的有力工具,可以在分子水平上阐明生物组织在各种胁迫下的反应。因此,本课题基于代谢组学的技术,围绕农药-植物-根际环境互作,开展化学农药对植物以及根际微生物影响机制研究,研究结果将为评估农药对环境的潜在影响提供重要基础依据。主要内容和结果如下:（1）在第二章中,基于非靶向代谢组学技术研究三种不同农药喷施对植物叶片组织代谢的影响机制。喷施农药为杀虫剂噻虫嗪、杀菌剂戊唑醇和除草剂乙草胺,使用剂量为青菜推荐使用剂量。实验结果表明,三种不同农药喷施均对青菜生理代谢产生一定影响,且不同农药对植物的影响存在一定差异。杀虫剂噻虫嗪处理时,青菜叶片中的氨基酸、核酸、黄酮类和酚酸类物质显着累积,还显着影响了C5-分支二元酸代谢途径;杀菌剂戊唑醇处理时,青菜叶片中的氨基酸、糖和酚酸类物质下调;除草剂乙草胺处理时,青菜叶片中的糖和黄酮类物质含量显着下调,脂肪酸显着上调,且显着影响了乙醛酸和二羧酸酯代谢途径。此外,三种不同农药的施用均显着影响了三羧酸循环（TCA循环）和烟酸酯和烟酰胺代谢途径。（2）在第三章中,利用液相色谱-串联四极杆质谱仪器（LC-QTOF/MS）研究呋虫胺对上海青根系分泌物的影响。研究发现,呋虫胺暴露下导致青菜组织中抗氧化系统酶活性升高,从而进一步导致青菜组织的氧化应激,影响青菜组织中蛋白质的合成及光合作用。基于主成分分析（PCA）分析上海青根系分泌物代谢图谱,发现呋虫胺的暴露明显改变青菜根系分泌物的分泌,其中上调和下调的质谱峰数均随呋虫胺浓度的增加而增加。在呋虫胺胁迫下,一些渗透调节物质（脯氨酸和甜菜碱）和防御相关代谢产物（亚精胺、苯丙氨酸和一些酚酸）显着上调,这可能有助于青菜适应不利的环境条件。苯丙氨酸衍生的次生代谢产物的含量随着呋虫胺浓度的增加而增加,这可能增加了植物的外部解毒能力。在低浓度呋虫胺处理下,TCA循环中的一些中间产物（琥珀酸和苹果酸）显着上调;然而,在高浓度呋虫胺处理下,呼吸代谢受到显着影响,无氧呼吸产物乳酸和3-苯基乳酸显着积累。此外,不同浓度呋虫胺处理组均显着抑制芥子油苷的释放。（3）在第四章中,基于代谢组学结合微生物组学研究吡虫啉对上海青青根系分泌物及根际土壤菌群的影响。代谢组学分析发现,吡虫啉可以显着影响青菜根系分泌物。共鉴定出59种差异代谢物,大多数代谢物均显着上调（低浓度处理上调23.4%,高浓度处理上调26.1%）,特别是氨基酸和有机酸含量均随着吡虫啉浓度的增加而增加。通过16S r RNA基因测序技术对根际细菌多样性进行分析发现,根际土壤细菌的Shanno指数和ACE指数随着吡虫啉处理浓度的增加而增加,表明吡虫啉喷施可以显着影响根际菌群多样性及丰度,尤其与氮循环相关的细菌的丰度显着增加。相关性分析表明,根际中多数微生物OUT与根系分泌物多种物质呈显着相关,特别是氨基酸、有机酸和脂类物质。另外,根际土壤中吡虫啉降解菌Ramlibacter的丰度随吡虫啉处理浓度增加而增加。Tax4Fun功能预测表明,根际细菌的氨基酸代谢、其他次生代谢物的生物合成和辅因子和维生素代谢也与根系分泌物中相关物质成显着正相关。
刘耀轩[8]（2020）在《多氯联苯对赤子爱胜蚓的生长毒性作用及机制》文中研究表明有毒持久性有机物污染的场地修复问题,亟待发展低成本原位生物修复技术。近年来,已研究发现蚯蚓（Pheretima）作为污染原位修复的土壤动物,既能吸收降解有毒持久性有机污染物,又能促进土壤肥力,引起了研究界关注。然而,生物对有机污染物存在一定毒性耐受度,生物个体和细胞生化指标会因污染暴露时间和浓度不同而呈现指示性变化。因此,有必要深入研究蚯蚓暴露污染物的时间-浓度-剂量效应、敏感指示生化参数以及毒性作用机制。本研究应用了实验室温控暴露实验法,以赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）为受试生物,选取持久性有机污染物多氯联苯PCB28（三氯）、PCB52（四氯）和PCB101（五氯）为代表性污染物,在单一与混合污染物（1:1:1）、不同暴露浓度剂量（mg/kg级）、不同暴露时间（0-28天）等条件下比较蚯蚓毒性效应,运用GC-MS检测PCBs富集量、使用酶反应方法检测酶活性等生化指标、应用透射电子显微镜（TEM）观察表皮损伤、采用流式细胞技术测定细胞活力,并通过代谢组学方法检测分析,探究多氯联苯对赤子爱胜蚓的致毒分子机制。研究结果如下:（1）赤子爱胜蚓生长与PCBs氯代数呈显着相关影响,并存在浓度、时间和单混差异性。1和10 mg/kg PCB单一暴露时,在28天暴露期内,赤子爱胜蚓的生长抑制率随着氯代数目值的增加而增加。同时,随着暴露时间和浓度的增加,生长抑制率也越来越高,即呈现PCB101（五氯）>PCB52（四氯）>PCB28（三氯）;复合PCBs暴露时呈现的生长抑制率高于所有单一暴露PCB的生长抑制率;PCBs暴露下,赤子爱胜蚓的生长受到抑制,最大抑制率达24.39±0.07%（以重量计）。透射电子显微镜（TEM）形态学证据也证明,多氯联苯对赤子爱胜蚓的表皮损伤程度会随着暴露时间的增加而加重,不同氯代之间的损伤大小为∑3-PCBs>PCB101>PCB52>PCB28。（2）赤子爱胜蚓生化指标对PCBs有敏感响应。生化酶系统结果显示抗氧化系统中的SOD、CAT酶活性和GSH含量在28天内呈现先上升后下降的变化,14天时活力最高。10 mg/kg暴露下的变化程度大于1 mg/kg,三氯联苯PCB28和四氯联苯PCB52的氧化损伤程度较PCB101弱,其中,酶活性变化最为明显的为SOD。赤子爱胜蚓消化系统中的纤维素酶活力在PCBs暴露28天内都被促进。三氯联苯PCB28对酶活力的促进作用最为明显。所有实验组中的蛋白酶活性在暴露期间内都有下降的趋势。高浓度暴露组的生物标志物响应指数高于低浓度组,复合暴露组的总指数大于单一暴露组的总指数,复合PCBs暴露对赤子爱胜蚓的毒性有协同作用。（3）赤子爱胜蚓代谢产物变化与体内PCBs累积相关,呈现糖、蛋白和脂代谢差异。三种多氯联苯单一暴露28天后,蚯蚓体内的富集量最高达到85.88mg/kg。三种PCBs复合暴露后,PCB28和52富集量减少,log Kow值最大的PCB101的富集量增加,占比从26.57%升高至30.16%。10 mg/kg PCBs暴露下,通过T检验、聚类分析等方法选出蚯蚓体内浓度变化显着差异性的代谢物质,并进行KEGG富集通路分析。结果显示,显着富集的糖代谢通路有淀粉和蔗糖的代谢以及三羧酸循环等,蛋白代谢通路有甘氨酸、丝氨酸和苏氨酸的代谢、丙氨酸、天门冬氨酸和谷氨酸代谢和谷胱甘肽代谢等,脂代谢通路有类固醇和脂肪酸生物合成等。三氯联苯PCB28暴露会使得糖类代谢增强,对蛋白代谢有微弱影响。四氯联苯PCB52对蚯蚓的糖代谢促进作用较弱,对蛋白代谢的影响较PCB28强,且影响范围更广。五氯联苯PCB101不仅对蛋白代谢有影响,还会抑制脂质代谢。复合PCBs的代谢毒性最强,糖代谢、蛋白代谢和脂质代谢都被更大程度显着影响。
许志楠[9]（2020）在《土壤锑镉对赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）的生态毒理学效应》文中认为我国锑（Antimony,Sb）和镉（Cadmium,Cd）的储备量和开采量均位居世界第一。我国是纺织印染大国,锑镉复合污染已出现于纺织印染行业聚集区。锑和镉在土壤和水环境中迁移转化和归宿已有较多研究,但锑和锑镉复合污染对蚯蚓的生态毒理学效应的研究极少。本文以土壤锑、镉为研究对象,选择赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）作为受试生物,采用土培法,探讨了土壤锑及锑镉复合胁迫对土壤质量的可靠指示者蚯蚓的生态毒理学效应,主要研究结果有:（1）采用Logistic函数评价土壤锑在老化前后对赤子爱胜蚓的影响,建立了土壤锑的处理水平与蚯蚓的回避效应、逃逸率和死亡率的剂量-效应关系。以15 d的800 mg/kg的处理水平为例,30d的老化过程可以显着降低蚯蚓对锑的死亡率（93.33%降至66.67%）、净回避效应值（36.67%降至13.33%）和逃逸率（100%降至53.33%）。72 h、7 d和15 d的半致死含量依次由老化前的355.27 mg/kg、322.19mg/kg和282.74 mg/kg上升至老化后的2324.55 mg/kg、1743.19 mg/kg和745.94mg/kg,表明老化过程降低土壤锑对蚯蚓的毒性。老化后弱酸提取态锑占总锑的平均比例由23.09%下降到14.00%,24 h的蚯蚓死亡率随之下降。（2）采用生物标志物响应指数（Biomarker Response Index,BRI）和效应添加指数（Effect addition index,EAI）表征了蚯蚓锑镉复合污染土壤中暴露7 d、14 d、21 d和28 d后的联合效应。结果表明,蚯蚓体内锑的积累不明显;其次,在锑镉单一及复合胁迫下蛋白质含量整体下降了13.86%～58.87%,丙二醛含量和金属硫蛋白可提升至1.23 nmol/mg Pr和40.82μg/mg Pr,超氧化物歧化酶、过氧化氢酶、过氧化物酶活性整体上升37.10%～708.11%、18.94%～184.80%、9.38%～150.54%,BRI和EAI分别为1.32～3.35和﹣0.1549～﹣0.7561,表明锑镉复合污染对蚯蚓产生了拮抗效应。（3）通过土培法,评估了蚯蚓对锑镉污染土壤的土壤酶活性、锑镉形态分布、生物有效性和生物可给性的影响。结果表明,蚯蚓对污染土壤的蔗糖酶、脲酶和中性磷酸酶的活性具有提升效应,最大可分别提高56.68%、114.56%和118.97%,但能抑制了土壤过氧化氢酶活性最高可达65.59%,对土壤蛋白酶则无显着影响。蚯蚓可促进锑、镉污染土壤的酶指数（几何均值指数）上升,具有潜在的土壤改良功能。但蚯蚓可导致土壤锑的弱酸提取态上升4.02%～28.39%,并导致土壤锑的生物有效性与生物可给性至多提升33.33%和20.09%,但使得土壤镉的生物有效性和生物可给性至多下降30.71%和13.96%（4）采用微生物群落组成谱分析法评价蚯蚓对锑镉污染土壤细菌的生物多样性影响。结果表明,蚯蚓处理后Chao1、Pielou和Shannon指数分别为3701.51～4165.40、0.815699～0.849948和9.6081～10.0925,蚯蚓促进了锑镉污染土壤中细菌的均匀度、丰富度和多样性,并导致土壤细菌组成丰度和优势地位发生改变,使得鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）、罗伊氏乳杆菌（Lactobacillus reuteri）等在蚯蚓处理土壤中相对占优,而乳杆菌属（Lactobacillus）、Sphingomonas jaspsi等的优势地位下降。蚯蚓对锑镉污染土壤的微生物多样性具有促进效果。本文研究了土壤锑及锑镉复合污染对蚯蚓的生态毒理效应,阐明了锑镉复合污染的交互作用机制,为土壤锑、镉污染的治理提供了重要支持,对土壤环境中锑的危害和风险评价具有科学意义。
孙佳楠[10]（2020）在《深绿木霉T23对敌敌畏的降解特性及机制》文中进行了进一步梳理敌敌畏（2,2-二氯乙烯基二甲基磷酸酯,C4H7Cl2O4P）是一种重要的速效广谱性有机磷杀虫剂,被广泛应用于农作物生产、食品储藏害虫防治及畜禽的寄生虫感染治疗。然而生产或使用过程中的滥用及不当处理,对水体、农田土壤、作物、水产品和畜禽产品等造成污染,严重威胁农产品生产安全和人类健康。真菌可以通过化学修饰或影响化合物的生物利用度来降解环境中的有机污染物,因其菌丝网络的快速形成和对复杂环境中多污染物的同步修复能力而越来越受到关注。木霉菌（Trichoderma）生态适应性强,在自然界不同生态系统均有广泛分布,是典型的多功能微生物,具有降解多种环境污染物的能力。本研究以敌敌畏为降解对象,开展深绿木霉（Trichoderma atroviride）T23菌株对敌敌畏的微生物降解机制研究,明确了深绿木霉T23对敌敌畏的降解特性、鉴定了敌敌畏的降解产物、揭示了敌敌畏降解相关酶和基因,为真菌降解有机磷农药积累了基础理论。具体研究结果如下:（1）深绿木霉T23对敌敌畏的良好耐受性在300μg/mL敌敌畏胁迫下分析其对深绿木霉T23代谢产物的影响。结果表明:差异代谢产物主要富集在与初级代谢相关的氨基酸代谢、氨基糖和核苷酸糖代谢、乙醛酸和二羧酸代谢、三羧酸循环以及与次级代谢相关的核黄素代谢、甲烷代谢、泛酸和Co A的生物合成途径。24 h时与耐受性相关的甜菜碱及其前体吲哚类化合物的相对含量均显着上调,随着敌敌畏含量的降低耐受性相关化合物的相对含量开始下降,证实深绿木霉T23降解敌敌畏的过程可以通过调整耐受性相关代谢途径的化合物含量来适应敌敌畏的胁迫。（2）深绿木霉T23降解敌敌畏的酶促作用通过SEM-EDS的方法检测了深绿木霉T23菌丝对敌敌畏的吸附,未检测到敌敌畏的特征元素Cl;又通过GC-FPD的方法检测了灭活与非灭活菌丝对敌敌畏的降解能力,发现菌丝灭活后对敌敌畏的降解能力与敌敌畏水解的降解能力变化趋势一致,均显着低于非灭活菌丝,说明木霉菌对敌敌畏的吸附微弱。通过胞内、胞外酶活性测定明确了深绿木霉T23降解敌敌畏的酶系属于诱导酶,当敌敌畏的诱导浓度达到500μg/mL时,胞内酶、胞外酶对敌敌畏的降解率分别为54.88%和14.48%,且胞内酶活性始终高于胞外酶活性。经敌敌畏诱导后,深绿木霉T23胞内的内酯酶（lactonase）、芳香酯酶（arylesterase）、过氧化物酶（POD）活性呈现先上升、后下降的变化趋势,对氧磷酶1（paraoxonase 1）的含量也因敌敌畏的诱导而升高。上述蛋白酶活性变化均与敌敌畏降解量呈正相关,为敌敌畏的降解产物的鉴定和敌敌畏降解酶的筛选提供了线索。（3）深绿木霉T23降解敌敌畏的产物与降解途径明确了深绿木霉T23降解敌敌畏的主要代谢产物并推测了深绿木霉T23降解敌敌畏的途径。深绿木霉T23降解敌敌畏产物包括乙醇、乙酸、二氯乙醛、2,2-二氯乙醇、2,2,2-三氯乙醇、二氯乙酸、二氯乙酸乙酯、2,2-二氯乙醇醋酸酯、磷酸二甲酯、磷酸三甲酯、（Z,E）-2-氯乙烯基磷酸二甲酯、PO43-和Cl-。由此推测其降解途径主要有2条:途径I,首先通过P—O键水解使敌敌畏转化为磷酸二甲酯和二氯乙醛,磷酸二甲酯逐步被代谢成PO43-、二氧化碳和水,二氯乙醛被氧化为二氯乙酸或还原为2,2-二氯乙醇。部分2,2-二氯乙醇进一步转化为2,2,2-三氯乙醇,其余的脱氯生成乙醇。途径II,敌敌畏发生脱氯反应后生成（Z）-2-氯乙烯基磷酸二甲酯或（E）-2-氯乙烯基磷酸二甲酯,该中间产物脱2-氯乙醛后生成磷酸三甲酯并逐步转化为PO43-。此外,深绿木霉T23对自然水样中敌敌畏降解的产物与实验室条件下降解产物一致;深绿木霉T23处理后灭菌自然水样中敌敌畏的半衰期为54.6 h,略低于未灭菌自然水样处理组的61.7 h。（4）深绿木霉T23细胞色素P450基因的表达及其对敌敌畏中间产物的转化在深绿木霉T23基因组中克隆到39个具有完整开放阅读框的细胞色素P450基因,这些基因编码的细胞色素P450蛋白分布于21个集团下的29个家族,其中与初级代谢相关的细胞色素P450基因有4个,与次级代谢相关的细胞色素P450基因有14个,与外源性物质代谢相关的P450基因有21个。通过荧光定量PCR的方法分析了与外源性物质代谢相关的P450基因在敌敌畏诱导0 h、2 h、6 h、24 h和48 h后,21个基因的表达变化呈7种表达模式;在100μg/mL、300μg/mL、500μg/mL和1000μg/mL敌敌畏诱导24 h后,TaCyp548、TaCyp620、TaCyp52、TaCyp528和TaCyp504家族下的8个细胞色素P450基因的相对表达量较对照组至少上调表达1倍以上。同源克隆TaCyp548-2,该基因全长1 911 bp,含有4个长为125、75、61和57 bp的内含子,编码530个氨基酸,属于诱导酶。TaCyp548-2的敲除会显着降低敌敌畏降解中间产物2,2-二氯乙醇进一步转化为终产物2,2-二氯乙醇醋酸酯。以敌敌畏诱导后的深绿木霉T23野生株、ΔTaCyp548-2敲除株和co-TaCyp548-2回补株的微粒体进行脂肪酸氧化体外试验,发现TaCyp548-2属于脂肪酸代谢的ω-羟化酶,正调控乙酸、丙酸、异丁酸和二丁酸等低分子有机酸的形成,证明了这些小分子有机酸可促进敌敌畏降解中间产物2,2-二氯乙醇的进一步转化。（5）有机磷水解酶TaPon1-like的鉴定及功能从深绿木霉T23中克隆获得有机磷水解酶基因TaPon1-like。该基因全长为1384 bp,编码438个氨基酸,具有典型6 Propeller水解酶亚家族的特征序列,受敌敌畏诱导后持续上调表达。通过ATMT的方法构建了TaPon1-like敲除株KO1和回补株CO1。24 h时,经KO1处理的敌敌畏残留量较野生株T23与回补株CO1分别高124.88μg/mL和130.30μg/mL,说明缺失TaPon1-like会削弱深绿木霉降解敌敌畏的能力。将TaPon1-like在E.coli Origami B（DE3）中表达,经GST亲和层析柱纯化后获得重组蛋白酶reTaPon1-like,该酶蛋白可将敌敌畏转化为磷酸二甲酯和二氯乙酸,证明TaPon1-like是编码P—O键水解的相关酶基因。重组酶reTaPon1-like降解敌敌畏的最佳反应温度范围为20～35°C,最适p H 7.5～9.0。Ca2+和Zn2+可分别显着增加酶活性489.7%和134.4%,Mg2+、Na+、Ba2+和Mn2+可增加酶活性19.9%～76.5%,而Cu2+显着抑制酶活性。reTaPon1-like具有广泛的水解底物谱,不仅对对氧磷类化合物（对氧毒死蜱、速灭磷、马拉氧磷和氧化乐果）具有水解活性,还对芳香酯类（乙酸苯酯、对硝基苯基乙酸酯和对硝基苯基丁酸酯）和内酯类化合物3,4-二氢香豆素具有水解活性,对各底物的米氏常数Km范围为0.23～1.58 mmol/L,kcat为6.1～3261.1 s-1。其中该酶蛋白酶对敌敌畏亲和性最佳,米氏常数Km为0.23 mmol/L,kcat为204.3 s-1,kcat/Km s-1为8.88×105 s-1 M-1。本文系统研究了深绿木霉T23降解敌敌畏的主要酶促作用和分子机理。揭示了深绿木霉T23酶促降解敌敌畏的作用特点,推测了敌敌畏降解途径;首次发现深绿木霉T23中存在有机磷水解酶基因TaPon1-like,该基因编码的蛋白酶负责敌敌畏P—O键的水解;分析了敌敌畏胁迫下细胞色素P450多样表达模式,明确细胞色素P450基因TaCyp548-2正调控胞外小分子有机酸的产生,促进对敌敌畏中间产物的转化;综合提出了深绿木霉T23促使敌敌畏P—O键水解到中间产物进一步分解转化的主要酶促降解过程。
二、毒死蜱及代谢产物对土壤过氧化氢酶活性的影响（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、毒死蜱及代谢产物对土壤过氧化氢酶活性的影响（论文提纲范文）
（1）连作年限对党参生长、土壤理化性状及酶活性的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| SUMMARY |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 党参概述 |
| 1.1.1 本草考证 |
| 1.1.2 主要产地 |
| 1.1.3 植物形态特征及生物学特性 |
| 1.1.4 药用价值 |
| 1.2 宕昌党参种植现状 |
| 1.3 连作障碍 |
| 1.3.1 连作障碍研究现状 |
| 1.3.2 连作障碍的原因 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 第二章 研究内容与试验设计 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.1.1 研究区概况 |
| 2.1.2 供试材料材料 |
| 2.1.3 研究内容 |
| 2.1.4 技术路线 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 测定指标 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.2.3 测定方法 |
| 2.3 数据分析处理 |
| 第三章 研究结果与分析 |
| 3.1 连作对党参生长指标的影响 |
| 3.1.1 对党参藤长的影响 |
| 3.1.2 对党参根长的影响 |
| 3.1.3 对党参根直径的影响 |
| 3.1.4 对党参根鲜重的影响 |
| 3.1.5 对党参根干重的影响 |
| 3.2 连作对党参土壤理化性质的影响 |
| 3.2.1 对党参土壤有机碳含量的影响 |
| 3.2.2 对党参土壤全磷含量的影响 |
| 3.2.3 对党参土壤全氮含量的影响 |
| 3.2.4 对党参土壤速效磷含量的影响 |
| 3.2.5 对党参土壤速效钾含量的影响 |
| 3.2.6 对党参土壤电导率的影响 |
| 3.2.7 对党参土壤pH值的影响 |
| 3.3 连作对党参土壤酶活性的影响 |
| 3.3.1 对党参土壤过氧化氢酶活性的影响 |
| 3.3.2 对党参土壤脲酶活性的影响 |
| 3.3.3 对党参土壤蔗糖酶活性的影响 |
| 3.3.4 对党参土壤硝酸还原酶活性的影响 |
| 3.3.5 对党参土壤碱性磷酸酶活性的影响 |
| 3.4 连作对党参主要病害发病率的影响 |
| 3.4.1 连作对党参主要茎叶病害发病率的影响 |
| 3.4.2 连作对党参主要根部病害发病率的影响 |
| 3.5 连作对党参产量及品质的影响 |
| 3.5.1 连作对党参产量的影响 |
| 3.5.2 连作对党参品质的影响 |
| 3.6 党参土壤理化性质、酶活性、发病率与产量的关系 |
| 3.6.1 党参土壤理化性质与党参产量的相关性 |
| 3.6.2 党参土壤酶活性与党参产量的相关性 |
| 3.6.3 党参主要病害发病率与产量的相关性 |
| 3.6.4 党参产量、品质与影响因子的逐步回归分析 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 不同连作年限对党参生长指标的影响 |
| 4.2 不同连作年限对党参土壤理化性质的影响 |
| 4.3 不同连作年限对党参土壤酶活性的影响 |
| 4.4 不同连作年限对党参发病率、产量及品质的影响 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 在读期间发表论文和研究成果等 |
| 导师简介 |
（2）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 |
（3）两种农药对谷皮菱形藻（Nitzschia palea）毒理效应及代谢影响的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 硅藻植物的概述 |
| 1.2 有机磷农药污染的简介 |
| 1.3 藻类对水体农药指示的研究进展 |
| 1.4 有机磷农药对藻类的毒理效应研究现状 |
| 1.4.1 有机磷农药对藻类生长的影响 |
| 1.4.2 有机磷农药对藻类光合作用的影响 |
| 1.4.3 有机磷农药对藻类抗氧化酶活性的影响 |
| 1.4.4 有机磷对藻类代谢的影响 |
| 1.5 藻类代谢组学的研究进展 |
| 1.6 研究的目的及意义 |
| 第2章 有机磷农药对谷皮菱形藻生长的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要仪器与试剂 |
| 2.2.2 实验藻种培养 |
| 2.2.3 急性毒性实验设置 |
| 2.2.4 细胞密度的测定 |
| 2.2.5 数据分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 乙酰甲胺磷对谷皮菱形藻生长的影响 |
| 2.3.2 敌百虫对谷皮菱形藻生长的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 有机磷农药对谷皮菱形藻形态的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要仪器及试剂 |
| 3.2.2 实验设置 |
| 3.2.3 标本保存及处理 |
| 3.2.4 标本的封片制作 |
| 3.2.5 扫描电子显微镜观察标本的准备 |
| 3.2.6 标本的观察与鉴定 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 光学显微镜下谷皮菱形藻的形态特征 |
| 3.3.2 扫描电镜下谷皮菱形藻的形态特征 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 有机磷农药对谷皮菱形藻生理生化的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 主要仪器及试剂 |
| 4.2.2 实验设置 |
| 4.2.3 叶绿素a含量的测定 |
| 4.2.4 丙二醛(MDA)含量的测定 |
| 4.2.5 胞外多糖(EPS)含量的测定 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 两种有机磷农药对谷皮菱形藻叶绿素a含量的影响 |
| 4.3.2 两种有机磷农药对谷皮菱形藻丙二醛(MDA)含量的影响 |
| 4.3.3 两种有机磷农药对谷皮菱形藻胞外多糖(EPS)含量的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 有机磷农药对谷皮菱形藻抗氧化酶活性的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 主要仪器及试剂 |
| 5.2.2 浓度设置及培养条件 |
| 5.2.3 粗酶液的提取 |
| 5.2.4 超氧化物歧化酶(SOD)测定 |
| 5.2.5 过氧化氢酶(CAT)测定 |
| 5.2.6 过氧化物酶(POD)酶活性的测定 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 两种有机磷农药对谷皮菱形藻超氧化物歧化酶(SOD)活性影响 |
| 5.3.2 两种有机磷农药对谷皮菱形藻过氧化氢酶(CAT)活性的影响 |
| 5.3.3 两种有机磷农药对谷皮菱形藻过氧化物酶(POD)活性的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 有机磷农药对谷皮菱形藻代谢的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 主要仪器及试剂 |
| 6.2.2 浓度设置及材料培养 |
| 6.2.3 代谢组分的测定 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 数据评估 |
| 6.3.2 OPLS-DA模型分析 |
| 6.3.3 差异代谢物的筛选 |
| 6.3.4 差异代谢物KEGG功能注释及富集分析 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 结论 |
| 7.1 两种农药对谷皮菱形藻生长的影响 |
| 7.2 两种农药对谷皮菱形藻形态的影响 |
| 7.3 两种农药对谷皮菱形藻常见生理指标的影响 |
| 7.4 两种农药对谷皮菱形藻抗氧化酶活性的影响 |
| 7.5 两种农药对谷皮菱形藻代谢的影响 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（4）毒死蜱降解菌株的分离鉴定及降解条件优化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 有机磷农药简介 |
| 1.2 有机磷农药的作用机理 |
| 1.3 有机磷农药的危害 |
| 1.3.1 有机磷农药对人体及农产品的污染 |
| 1.3.2 有机磷农药对大气、水体、土壤和环境微生物的污染 |
| 1.4 有机磷农药污染的修复方式 |
| 1.4.1 物理修复 |
| 1.4.2 化学修复 |
| 1.4.3 生物修复 |
| 1.5 毒死蜱的生产应用及污染处理方法 |
| 1.5.1 毒死蜱的应用 |
| 1.5.2 毒死蜱在环境中的降解 |
| 1.5.3 毒死蜱的危害 |
| 1.6 毒死蜱微生物降解研究进展 |
| 1.6.1 毒死蜱降解微生物种类 |
| 1.6.2 毒死蜱生物降解途径 |
| 1.7 土壤微生物多样性研究进展 |
| 1.8 研究的内容与意义 |
| 1.8.1 研究内容 |
| 1.8.2 研究意义 |
| 第二章 基于16S高通量测序对不同农田土壤微生物多样性分析 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 样品采集 |
| 2.1.2 样品总DNA提取 |
| 2.1.3 16S rDNA基因扩增及测序 |
| 2.2 实验结果与分析 |
| 2.2.1 样品测序数据统计 |
| 2.2.2 Alpha多样性分析 |
| 2.2.3 Beta多样性分析 |
| 2.2.4 分类学分析 |
| 2.3 讨论 |
| 第三章 毒死蜱降解菌的分离及鉴定 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 土壤样品的采集 |
| 3.1.2 主要试剂 |
| 3.1.3 主要仪器 |
| 3.1.4 培养基 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 毒死蜱降解菌的富集与分离 |
| 3.2.2 毒死蜱降解菌株的鉴定 |
| 3.2.3 菌株AY-1 和PB-1 生长曲线的测定 |
| 3.2.4 毒死蜱含量测定 |
| 3.2.5 毒死蜱标准曲线的测定 |
| 3.2.6 菌株降解毒死蜱效率测定 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 毒死蜱降解菌的分离鉴定 |
| 3.3.2 菌株生长曲线的测定 |
| 3.3.3 毒死蜱标准曲线及加标回收率 |
| 3.3.4 菌株降解毒死蜱效率 |
| 3.4 讨论 |
| 第四章 菌株Pseudomonas aeruginosa AY-1降解毒死蜱特性研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 菌种 |
| 4.1.2 主要试剂 |
| 4.1.3 主要仪器 |
| 4.1.4 培养基 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 Pseudomonas aeruginosa AY-1 降解毒死蜱条件优化 |
| 4.2.2 降解酶定位研究 |
| 4.2.3 Pseudomonas aeruginosa AY-1 广谱降解研究 |
| 4.2.4 菌株降解中间产物检测 |
| 4.2.5 土壤修复实验 |
| 4.2.6 毒死蜱生长条件优化 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 菌株Pseudomonas aeruginosa AY-1 降解特性 |
| 4.3.2 降解菌毒死蜱降解酶的定位 |
| 4.3.3 菌株降解底物广谱性预测 |
| 4.3.4 菌株降解产物检测 |
| 4.3.5 菌株降解土壤中毒死蜱 |
| 4.3.6 菌株Pseudomonas aeruginosa AY-1 生长特性 |
| 4.4 讨论 |
| 第五章 结论 |
| 论文创新之处与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（5）纳米零价铁与四氯联苯对赤子爱胜蚓的联合毒性效应（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤多氯联苯污染及毒性 |
| 1.1.1 土壤中多氯联苯的来源及迁移转化 |
| 1.1.2 土壤中多氯联苯的残留现状 |
| 1.1.3 多氯联苯的生物毒性效应 |
| 1.2 纳米零价铁技术研究进展 |
| 1.2.1 纳米零价铁在场地污染修复中的应用 |
| 1.2.2 纳米零价铁的毒性效应及生态风险 |
| 1.2.3 纳米零价铁与有机污染物的联合毒性效应研究 |
| 1.3 蚯蚓生态毒理学研究进展 |
| 1.3.1 蚯蚓毒性试验方法 |
| 1.3.2 蚯蚓毒性评价的生物标志物 |
| 1.3.3 代谢组学在蚯蚓应激及毒性评价中的应用及进展 |
| 1.4 研究目的与主要内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 主要内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 nZVI和 PCB77 对蚯蚓的表观毒性作用 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.2.3 实验土壤与蚯蚓 |
| 2.2.4 污染物暴露实验 |
| 2.2.5 蚯蚓-土壤系统中PCBs含量测定 |
| 2.2.6 土壤和蚯蚓中铁含量测定 |
| 2.2.7 蚯蚓生长抑制率测定 |
| 2.2.8 蚯蚓繁殖抑制率测定 |
| 2.2.9 组织形态学分析 |
| 2.2.10 细胞凋亡流式测定 |
| 2.2.11 数据统计与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 nZVI和 PCB77 在蚯蚓和土壤中的富集 |
| 2.3.2 nZVI和 PCB77 对蚯蚓生长和繁殖的抑制作用 |
| 2.3.3 nZVI和 PCB77 对蚯蚓的组织及细胞损伤 |
| 2.3.4 小结 |
| 3 nZVI和 PCB77 对蚯蚓氧化应激的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 污染物暴露实验 |
| 3.2.4 活性氧含量检测 |
| 3.2.5 蚯蚓体内抗氧化酶和丙二醛含量的测定 |
| 3.2.6 数据统计与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 nZVI和 PCB77 对蚯蚓体内ROS含量的影响 |
| 3.3.2 nZVI和 PCB77 对蚯蚓抗氧化酶活性的影响 |
| 3.3.3 nZVI和 PCB77 对蚯蚓脂质过氧化的影响 |
| 3.3.4 小结 |
| 4 nZVI和 PCB77 对蚯蚓代谢的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 仪器与设备 |
| 4.2.3 污染物暴露实验 |
| 4.2.4 代谢组学分析 |
| 4.2.5 数据统计与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 联合暴露下蚯蚓的代谢产物分析 |
| 4.3.2 差异代谢物统计分析 |
| 4.3.3 蚯蚓的扰动代谢通路分析 |
| 4.3.4 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介及攻读硕士期间成果 |
（6）多菌灵对蚯蚓肠道菌群及抗生素抗性基因的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 土壤中多菌灵污染及环境行为 |
| 1.1.1 多菌灵简介 |
| 1.1.2 多菌灵的使用现状 |
| 1.1.3 多菌灵在土壤中的残留水平 |
| 1.1.4 多菌灵在土壤中的降解 |
| 1.1.5 多菌灵在土壤中的吸附–解吸附行为 |
| 1.2 土壤中多菌灵对蚯蚓的生态毒理效应 |
| 1.2.1 蚯蚓在土壤生态系统中的作用 |
| 1.2.2 蚯蚓生物标志物 |
| 1.2.3 土壤中多菌灵对蚯蚓的毒性效应 |
| 1.2.3.1 急性毒性 |
| 1.2.3.2 生长和繁殖毒性 |
| 1.2.3.3 趋避行为 |
| 1.2.4 土壤中多菌灵对蚯蚓酶活性的影响 |
| 1.3 农业土壤中多菌灵污染的微生态效应 |
| 1.3.1 对土壤微生物量的影响 |
| 1.3.2 对土壤微生物功能多样性的影响 |
| 1.3.3 对土壤微生物群落结构的影响 |
| 1.3.4 对土壤微生物ARGs的影响 |
| 1.4 污染物胁迫对蚯蚓肠道微生物的影响 |
| 1.4.1 蚯蚓肠道微生物 |
| 1.4.2 蚯蚓肠道微生物群落结构 |
| 1.4.3 蚯蚓肠道微生物ARGs |
| 1.5 本文研究目的与意义 |
| 第二章 有机肥处理土壤中多菌灵的消解及其在蚯蚓中的富集 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 药品与试剂 |
| 2.2.2 主要仪器与设备 |
| 2.2.3 供试土壤与有机肥 |
| 2.2.4 供试蚯蚓 |
| 2.2.5 蚯蚓暴露与样品采集 |
| 2.2.6 有机肥处理土壤中多菌灵消解与吸附试验 |
| 2.2.6.1 多菌灵消解试验 |
| 2.2.6.2 多菌灵吸附试验 |
| 2.2.7 多菌灵的提取方法 |
| 2.2.8 HPLC检测条件 |
| 2.2.9 多菌灵添加回收率试验 |
| 2.2.10 统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 蚯蚓和土壤中多菌灵的添加回收率 |
| 2.3.2 多菌灵在土壤-蚯蚓生态系统中的消解动态 |
| 2.3.3 多菌灵在有机肥处理土壤中的吸附行为 |
| 2.3.4 多菌灵在蚯蚓中的富集 |
| 2.3.5 蚯蚓的生长与存活率 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 多菌灵胁迫下蚯蚓酶活性与肠道微生物功能多样性变化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 药品与试剂 |
| 3.2.2 主要仪器与设备 |
| 3.2.3 实验设计及土壤处理 |
| 3.2.4 蚯蚓酶活性的测定方法 |
| 3.2.5 蚯蚓肠道与土壤微生物碳源利用多样性的测定 |
| 3.2.6 统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 多菌灵胁迫对蚯蚓乙酰胆碱酯酶活性的影响 |
| 3.3.2 多菌灵胁迫对蚯蚓过氧化氢酶活性的影响 |
| 3.3.3 多菌灵胁迫对蚯蚓肠道微生物碳源利用多样性的影响 |
| 3.3.4 不同处理对蚯蚓肠道微生物和土壤微生物功能多样性指数的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 多菌灵胁迫下蚯蚓肠道微生物群落结构组成及抗生素抗性基因的变化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 药品与试剂 |
| 4.2.2 主要仪器与设备 |
| 4.2.3 试验设计及处理 |
| 4.2.4 蚯蚓肠道及土壤总DNA提取 |
| 4.2.5 DNA质量检测 |
| 4.2.6 宏基因组测序及生物信息学分析 |
| 4.2.7 ARGs绝对丰度变化 |
| 4.2.8 统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 蚯蚓肠道与土壤微生物门水平相对丰度的变化 |
| 4.3.2 蚯蚓肠道与土壤微生物属水平相对丰度的变化 |
| 4.3.3 蚯蚓肠道与土壤微生物ARGs相对丰度的变化 |
| 4.3.4 蚯蚓肠道与土壤微生物ARGs绝对丰度的变化 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 主要创新点 |
| 5.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（7）化学农药对青菜及其根际微环境的影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 代谢组学 |
| 1.2 环境污染物对植物的影响 |
| 1.2.1 环境污染物在植物中的迁移累积及代谢 |
| 1.2.2 环境污染物影响植物生理代谢及品质 |
| 1.3 环境污染物影响植物根际环境 |
| 1.3.1 环境污染物影响植物根系分泌物 |
| 1.3.2 环境污染物影响根际微生物多样性 |
| 1.4 本文拟开展研究的工作 |
| 第二章 三种不同农药喷施对植物组织的胁迫响应机制研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验地点 |
| 2.2.2 实验材料 |
| 2.2.3 仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 蔬菜组织中的生理指标 |
| 2.3.2 分析代谢组学样品 |
| 2.3.3 数据分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 生理指标 |
| 2.4.2 三种农药喷施茎叶的代谢组学分析 |
| 2.5 结论 |
| 第三章 新烟碱类杀虫剂呋虫胺对上海青根系分泌物的影响机制研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验地点 |
| 3.2.2 实验材料 |
| 3.2.3 仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 收集根系分泌物 |
| 3.3.2 上海青组织中呋虫胺吸收累积 |
| 3.3.3 蔬菜组织中的生理指标 |
| 3.3.4 分析根系分泌物 |
| 3.3.5 数据分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 吸收累积 |
| 3.4.2 生理指标 |
| 3.4.3 根系分泌物 |
| 3.5 结论 |
| 第四章 吡虫啉施用对根系分泌物及根际环境的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验地点 |
| 4.2.2 实验材料 |
| 4.2.3 仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 收集根系分泌物 |
| 4.3.2 收集根际土 |
| 4.3.3 三种农药吸收累积 |
| 4.3.4 根际土壤酶活性 |
| 4.3.5 分析根系分泌物 |
| 4.3.6 根际微生物的测定 |
| 4.3.7 数据分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 不同组织、溶液及土壤中的吡虫啉残留量 |
| 4.4.2 根系分泌物 |
| 4.4.3 土壤酶活性 |
| 4.4.4 土壤微生物菌群多样性 |
| 4.4.5 相关性分析 |
| 4.5 结论 |
| 第五章 总结 |
| 参考文献 |
| 个人简历 |
| 申请学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（8）多氯联苯对赤子爱胜蚓的生长毒性作用及机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 蚯蚓的生态功能及应用 |
| 1.1.1 蚯蚓种类和结构 |
| 1.1.2 蚯蚓在生态系统中的功能 |
| 1.1.3 蚯蚓的指示作用 |
| 1.2 多氯联苯残留时空特征及生态风险 |
| 1.2.1 多氯联苯的禁用及来源 |
| 1.2.2 多氯联苯的生物富集和代谢 |
| 1.2.3 多氯联苯的生态风险及代谢毒性 |
| 1.3 蚯蚓在环境毒理研究中的应用 |
| 1.3.1 污染物的环境毒性试验 |
| 1.3.2 污染物毒性生物标志物研究 |
| 1.3.3 代谢组学在原位土壤污染生物修复技术中的应用与进展 |
| 1.4 本论文研究工作 |
| 1.4.1 研究目标和意义 |
| 1.4.2 拟解决的科学问题 |
| 1.4.3 研究内容 |
| 2 不同氯代PCBs对蚯蚓的生长毒性影响 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料与仪器设备 |
| 2.1.2 蚯蚓养殖 |
| 2.1.3 蚯蚓暴露 |
| 2.1.4 蚯蚓生长抑制率测定 |
| 2.1.5 形态结构观察 |
| 2.1.6 体腔细胞活力检测 |
| 2.1.7 数据分析 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 个体生长状况分析 |
| 2.2.2 表皮结构微观分析 |
| 2.2.3 体腔细胞活性检测 |
| 2.3 小结 |
| 3 不同氯代PCBs对蚯蚓生化酶活性的影响 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料与仪器设备 |
| 3.1.2 生物大分子酶测定 |
| 3.1.3 数据分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 氧化还原酶活性分析 |
| 3.2.2 消化酶活性分析 |
| 3.2.3 综合毒性分析 |
| 3.3 小结 |
| 4 不同氯代PCBs在蚯蚓体内的富集特征及代谢毒性 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料与仪器设备 |
| 4.1.2 赤子爱胜蚓对PCBs的富集实验 |
| 4.1.3 代谢组学检测 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 PCBs在蚯蚓体内的富集量及动力学模型 |
| 4.2.2 代谢组测定结果 |
| 4.2.3 代谢产物含量分析 |
| 4.2.4 代谢产物判别的分析与统计 |
| 4.2.5 代谢通路分析 |
| 4.3 小结 |
| 5 研究结论、创新点与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 6 参考文献 |
| 个人简介及攻读硕士期间成果 |
（9）土壤锑镉对赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）的生态毒理学效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤锑、镉污染 |
| 1.1.1 锑镉资源与产品 |
| 1.1.2 锑、镉在土壤中的积累 |
| 1.1.3 纺织印染型锑镉复合污染 |
| 1.2 锑、镉在土壤中的迁移转化 |
| 1.2.1 锑在土壤中的迁移转化 |
| 1.2.2 镉在土壤中的迁移转化 |
| 1.3 土壤重金属的形态与生物可给性 |
| 1.3.1 土壤重金属的形态分析 |
| 1.3.2 土壤锑、镉的形态分析 |
| 1.3.3 土壤重金属的生物可给性分析 |
| 1.3.4 土壤锑、镉的生物可给性 |
| 1.4 土壤污染物对蚯蚓的生态毒理学效应 |
| 1.4.1 蚯蚓的生态毒理学实验方法 |
| 1.4.2 蚯蚓对土壤重金属的富集作用及其对重金属形态的影响 |
| 1.4.3 蚓体生物标志物对土壤污染物的响应 |
| 1.5 土壤酶与土壤微生物 |
| 1.5.1 土壤污染物对土壤酶的影响 |
| 1.5.2 土壤污染物对土壤微生物的影响 |
| 1.5.3 蚯蚓对污染土壤的改良作用 |
| 1.6 技术路线与创新点 |
| 1.6.1 技术路线 |
| 1.6.2 创新点 |
| 2 土壤锑在老化前后对赤子爱胜蚓(Eisenia fetida)的急性毒性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 受试物种 |
| 2.2.2 药品、仪器和试剂 |
| 2.2.3 土壤采集及参数 |
| 2.2.4 污染土壤的配置 |
| 2.2.5 消解及元素测定 |
| 2.2.6 废弃物的回收处理 |
| 2.2.7 数据统计与分析 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 锑的处理水平 |
| 2.3.2 锑在老化前后的形态分布 |
| 2.3.3 回避实验 |
| 2.3.4 急性毒性实验 |
| 2.3.5 剂量-效应关系 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 老化前后锑的形态 |
| 2.4.2 回避效应 |
| 2.4.3 逃逸与形态学异常 |
| 2.4.4 剂量-效应关系 |
| 2.4.5 死亡率与锑的形态的关系 |
| 2.5 小结 |
| 3 土壤锑镉对赤子爱胜蚓(Eisenia fetida)的联合毒性:富集量、生物标志物响应及效应评价 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验设计 |
| 3.2.1 锑镉的处理水平 |
| 3.2.2 蚯蚓暴露实验 |
| 3.2.3 生物标志物的表征 |
| 3.2.4 生物标志物响应指数 |
| 3.2.5 联合效应评价 |
| 3.2.6 蚓体对锑镉的富集量及生物富集系数 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 蚯蚓对锑镉的富集 |
| 3.3.2 生物标志物响应 |
| 3.3.3 变异系数 |
| 3.3.4 生物标志物响应指数 |
| 3.3.5 联合效应评价 |
| 3.4 小结 |
| 4 赤子爱胜蚓(Eisenia fetida)对锑镉污染土壤的改良作用:形态与酶活性变化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验设计 |
| 4.2.1 锑镉的处理水平 |
| 4.2.2 土壤实验 |
| 4.2.3 土壤酶活性的表征 |
| 4.2.4 几何均值指数 |
| 4.2.5 土壤中锑镉的形态 |
| 4.2.6 土壤锑镉的生物可给性和生物有效性 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 土壤酶活性 |
| 4.3.2 几何均值指数 |
| 4.3.3 锑镉的形态 |
| 4.3.4 生物有效性和生物可给性 |
| 4.4 小结 |
| 5 赤子爱胜蚓(Eisenia fetida)对锑镉污染土壤中的微生物的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验设计 |
| 5.2.1 锑镉的处理水平 |
| 5.2.2 土壤实验 |
| 5.2.3 测序步骤 |
| 5.2.4 信息处理 |
| 5.2.5 Alpha多样性指数 |
| 5.2.6 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 样品名称解释 |
| 5.3.2 序列处理分析 |
| 5.3.3 种群丰度和Alpha多样性分析 |
| 5.3.4 物种差异性分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.1.1 急性毒性与老化过程 |
| 6.1.2 生物标志物响应与联合效应 |
| 6.1.3 酶活性与锑、镉形态 |
| 6.1.4 微生物群落 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的学术成果 |
| 致谢 |
（10）深绿木霉T23对敌敌畏的降解特性及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略词表 List of abbreviations |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 有机磷农药污染与生物降解 |
| 1.1.1 有机磷农药污染现状及危害 |
| 1.1.2 有机磷农药的生物降解 |
| 1.2 木霉菌对环境污染物的生物修复 |
| 1.2.1 木霉菌资源与功能 |
| 1.2.2 木霉菌对环境污染物的生物修复作用 |
| 1.2.3 木霉菌对有机磷农药的耐受性 |
| 1.3 真菌细胞色素P450 对环境污染物的降解 |
| 1.4 对氧磷酶对有机磷农药的降解作用 |
| 1.5 研究的意义、内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 深绿木霉T23 对敌敌畏的吸附与降解 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试菌株 |
| 2.1.2 试剂、培养基及仪器 |
| 2.1.3 深绿木霉T23 的活化与菌丝培养物制备 |
| 2.1.4 深绿木霉T23 对有机磷农药敌敌畏的吸附试验 |
| 2.1.5 胞外和胞内酶的提取 |
| 2.1.6 菌丝体形态观察和表面元素定性分析 |
| 2.1.7 灭活与非灭活菌丝体对敌敌畏的降解 |
| 2.1.8 胞内酶活性和过氧化氢含量的测定 |
| 2.1.9 胞内代谢产物的鉴定和分析 |
| 2.1.10 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 深绿木霉T23 对敌敌畏胁迫的耐受性分析 |
| 2.2.2 深绿木霉T23 对敌敌畏的吸附 |
| 2.2.3 深绿木霉T23 对敌敌畏的降解 |
| 2.2.4 深绿木霉T23 胞内酶活性与降解效应相关性分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 深绿木霉T23 对敌敌畏的降解途径 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试菌株 |
| 3.1.2 试剂、培养基及仪器 |
| 3.1.3 菌株的培养 |
| 3.1.4 深绿木霉T23 降解敌敌畏的产物鉴定 |
| 3.1.5 水样的采集与处理 |
| 3.1.6 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 敌敌畏浓度变化对深绿木霉T23 生长的影响 |
| 3.2.2 敌敌畏浓度变化对深绿木霉T23 产无机盐离子的影响 |
| 3.2.3 深绿木霉T23 降解敌敌畏中间产物的鉴定和分析 |
| 3.2.4 自然环境中深绿木霉T23 降解敌敌畏产物与代谢途径预测 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 深绿木霉T23 细胞色素P450 基因的克隆及其在降解敌敌畏中的作用 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试菌株 |
| 4.1.2 主要试剂、培养基与仪器 |
| 4.1.3 总RNA提取和反转录反应 |
| 4.1.4 细胞色素P450 相关基因的注释 |
| 4.1.5 细胞色素P450 基因片段的扩增 |
| 4.1.6 细胞色素P450 基因编码蛋白的生物信息学分析 |
| 4.1.7 敌敌畏胁迫下细胞色素P450s相关基因荧光定量PCR |
| 4.1.8 细胞色素P450 微粒体的诱导及分离 |
| 4.1.9 脂肪酸及其代谢产物的测定 |
| 4.1.10 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 细胞色素P450 基因cDNA的克隆 |
| 4.2.2 细胞色素P450 基因编码蛋白的生物信息学分析 |
| 4.2.3 敌敌畏胁迫下细胞色素P450 基因表达差异 |
| 4.2.4 TaCyp548-2 突变株的筛选和验证 |
| 4.2.5 TaCyp548-2 的功能分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 敌敌畏水解酶基因TaPon1-like的克隆与功能 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试菌株和质粒 |
| 5.1.2 主要试剂、培养基与仪器 |
| 5.1.3 基因组DNA提取 |
| 5.1.4 总RNA提取和反转录反应 |
| 5.1.5 半定量 PCR和荧光定量 PCR |
| 5.1.6 同源克隆 |
| 5.1.7 序列分析与预测 |
| 5.1.8 构建TaPon1-like敲除和互补突变体 |
| 5.1.9 原核表达及纯化 |
| 5.1.10 纯化的reTaPon1-like酶对敌敌畏的降解 |
| 5.1.11 reTaPon1-like的酶特性分析 |
| 5.1.12 本章研究中使用的引物 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 TaPon1-like的克隆与序列分析 |
| 5.2.2 TaPon1-like基因表达水平的分析 |
| 5.2.3 TaPon1-like敲除子的筛选和验证 |
| 5.2.4 TaPon1-like互补子及荧光定位突变株的筛选和验证 |
| 5.2.5 TaPon1-like突变株形态观察 |
| 5.2.6 TaPon1-like突变株降解敌敌畏的功能 |
| 5.2.7 TaPon1-like的原核表达及功能分析 |
| 5.2.8 纯化的reTaPon1-like的底物特异性和酶动力学 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.1.1 深绿木霉T23 可高效降解敌敌畏 |
| 6.1.2 深绿木霉T23 对敌敌畏的降解途径 |
| 6.1.3 敌敌畏胁迫下深绿木霉T23 细胞色素P450 表达模式及其在降解敌敌畏中的作用 |
| 6.1.4 木霉菌源类对氧磷酶基因及其在降解敌敌畏中的作用 |
| 6.2 创新点 |
| 6.2.1 明确了深绿木霉T23 降解敌敌畏的产物并预测了降解途径 |
| 6.2.2 阐明深绿木霉T23 细胞色素P450 调节敌敌畏降解中间产物的转化 |
| 6.2.3 发现深绿木霉T23 中水解敌敌畏的类对氧磷酶基因TaPon1-like |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文和申请的专利 |
| 致谢 |
四、毒死蜱及代谢产物对土壤过氧化氢酶活性的影响（论文参考文献）
- [1]连作年限对党参生长、土壤理化性状及酶活性的影响研究[D]. 刘垠霖. 甘肃农业大学, 2021(09)
- [2]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)
- [3]两种农药对谷皮菱形藻（Nitzschia palea）毒理效应及代谢影响的研究[D]. 王宇航. 哈尔滨师范大学, 2021(08)
- [4]毒死蜱降解菌株的分离鉴定及降解条件优化[D]. 孙建波. 长春工业大学, 2021(01)
- [5]纳米零价铁与四氯联苯对赤子爱胜蚓的联合毒性效应[D]. 张帆. 浙江大学, 2021
- [6]多菌灵对蚯蚓肠道菌群及抗生素抗性基因的影响[D]. 龙正南. 浙江大学, 2021(01)
- [7]化学农药对青菜及其根际微环境的影响机制研究[D]. 李小青. 桂林理工大学, 2021(01)
- [8]多氯联苯对赤子爱胜蚓的生长毒性作用及机制[D]. 刘耀轩. 浙江大学, 2020(08)
- [9]土壤锑镉对赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）的生态毒理学效应[D]. 许志楠. 东华大学, 2020(01)
- [10]深绿木霉T23对敌敌畏的降解特性及机制[D]. 孙佳楠. 上海交通大学, 2020