一、除草剂阿特拉津的环境毒理研究进展（论文文献综述）
杨嘉辉,王安,杨秀鸿[1]（2021）在《除草剂对非靶标生物及人体的生殖毒性与遗传毒性研究进展》文中进行了进一步梳理除草剂的应用已逐渐成为农业生产中不可或缺的一环。除草剂潜在的毒性作用对生态系统及其中生存的动物和人类存在着威胁。因此,研究除草剂的生殖和遗传毒性并选用安全的品类对于生态系统的保护是十分重要的。本文综述了多种除草剂对几种非靶标生物的生殖毒性和遗传毒性,为新型除草剂的生殖和遗传毒性评价及实验动物的选择提供参考,并为除草剂的生态毒理研究提供思路。
邓世杰[2]（2021）在《烟嘧磺隆对Arthrobacter sp. DNS10生长及阿特拉津降解能力的影响与机制》文中研究表明除草剂阿特拉津是三嗪类除草剂,因其成本低、效率高等优点在农林方面被广泛应用。目前阿特拉津是我国东北部地区玉米种植中使用最广泛的除草剂,它也是具有生物毒性和长残留性特性的环境内分泌物质,其在环境中迁移与残留而引发的生态环境问题也日益严重,亟需采取有效措施减少阿特拉津在环境中的残留。近年来,利用功能微生物来降解长残留有机污染物得到了广泛的认可与关注。在实际农业生产中,阿特拉津常与磺酰脲类除草剂烟嘧磺隆复配施用以提升除草效果。然而烟嘧磺隆共存是否干扰阿特拉津的生物降解尚不明晰。因此,在本研究选取了早期筛选的高效阿特拉津降解菌Arthrobacter sp.DNS10为供试菌株,并且研究的重点是考察烟嘧磺隆的共存对菌株DNS10阿特拉津降解效能的影响,并从微生物活性、细胞结构、微生物氧化应激反应、降解功能基因转录水平等角度揭示相关的影响机制,主要得到如下研究结果:（1）烟嘧磺隆对菌株DNS10生长及阿特拉津去除影响的结果表明:在培养前期（12h-24 h）各个处理之间菌株生长(OD6 0 0值)没有明显差异。随着培养时间的增加（48 h）,在48 h时添加1、5和10 mg·L-1烟嘧磺隆处理的培养液OD600值分别为0.224±0.002、0.167±0.005、0.147±0.001,不添加烟嘧磺隆处理的OD600值为0.253±0.002,说明烟嘧磺隆的添加可以抑制菌株DNS10生长,其中添加10·mg L-1烟嘧磺隆抑制效果最为明显。同样,在阿特拉津初始添加浓度为100 mg·L-1时,培养前期各个处理之间阿特拉津的降解率没有达到明显差异,在48h时添加1、5和10 mg·L-1烟嘧磺隆时阿特拉津的降解率分别为63.9±0.769%、49.1±0.879%、42.6±0.510%,而不添加烟嘧磺隆时阿特拉津的降解率为76.0±3.400%,说明烟嘧磺隆的添加可以降低菌株DNS10降解阿特拉津的效率,其中添加10mg·L-1烟嘧磺隆降低效果最为明显。（2）扫描电镜分析结果表明:与未添加烟嘧磺隆的处理相比,尽管添加1、5和10mg·L-1烟嘧磺隆处理的DNS10菌体形态依然保持原有的杆状,但其细胞膜表面出现不同程度的孔洞,其破坏程度随烟嘧磺隆添加量的增加而增大,这表明烟嘧磺隆的添加会破坏细菌细胞膜的表面结构,损害细胞的完整性。菌株DNS10乳酸脱氢酶的含量随着烟嘧磺隆添加浓度增加而增加,也进一步间接说明烟嘧磺隆可破坏菌株DNS10的细胞膜完整性。（3）采用流式细胞仪对经碘化丙啶（PI）与5-（6）-羧基荧光素二乙酸酯（c FDA）双染的菌株DNS10细胞进行观察,研究表明:添加1、5和10 mg·L-1烟嘧磺隆共存培养48h时,培养体系中被PI染色的细胞（定义为“死细胞”）占比百分比分别为0.9%、34.6%和72.4%,而无烟嘧磺隆添加的空白处理中被PI染色的细胞占0.0%。此外,添加1、5和10 mg·L-1烟嘧磺隆处理中被c FDA染色的细胞（定义为“活细胞”）的百分比分别为57.8%、12.4%和0.2%,而无烟嘧磺隆添加的空白处理中被c FDA染色的细胞占70.8%。上述结果说明随着烟嘧磺隆添加浓度的增加,导致培养体系中菌株DNS10死细胞的百分比增加。菌株zeta电位方面,培养至48h时不添加烟嘧磺隆的处理菌株DNS10的zeta电位为-15.50±0.44 mv,而添加1、5和10 mg·L-1烟嘧磺隆的处理中菌株DNS10的zeta电位分别为-14.17±0.44、-12.09±0.37和-11.07±0.38 mv,说明添加烟嘧磺隆能够使菌株DNS10表现出的电负性减弱,导致菌株DNS10与阿特拉津结合量下降,随之可被菌株降解的阿特拉津量减少,间接地说明烟嘧磺隆的添加致使阿特拉津的降解率降低。（4）通过对阿特拉津在细胞内积累量的的测定,发现添加1、5和10 mg·L-1烟嘧磺隆处理的细胞内阿特拉津积累量分别是不添加烟嘧磺隆处理中阿特拉津积累量的0.96、1.25和1.51倍。以上结果表明:随着烟嘧磺隆添加浓度的增加,细胞内阿特拉津积累量随之增加。在上述条件下,采用q PCR方法进一步测定了trz N降解基因在菌株DNS10中的表达量,结果表明:含有1 mg·L-1烟嘧磺隆的处理与未添加烟嘧磺隆处理之间没有显着差异。相反,在添加5 mg·L-1和10 mg·L-1烟嘧磺隆处理中,菌株DNS10中trz N的相对表达水平仅是空白处理中该基因表达量的0.72倍和0.52倍。上述结果说明烟嘧磺隆的添加导致菌株DNS10降解基因表达量降低,可能使菌株内部的阿特拉津无法降解,从而菌株内部阿特拉津的积累量增加。（5）烟嘧磺隆共存对菌株DNS10氧化损伤的研究结果表明:与空白处理相比,烟嘧磺隆(1、5和10 mg·L-1)共存显着增加菌株DNS10中的活性氧自由基（ROS）及丙二醛（MDA）含量。此外,上述浓度水平的烟嘧磺隆还会诱导DNS10菌株超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）、过氧化物酶（POD）等氧化酶活性增加。从上述结果可以看出烟嘧磺隆的添加增加了菌株DNS10的氧化损伤程度,破坏了菌株DNS10细胞膜的完整性导致膜损伤,减弱了菌株DNS10的细胞活性。此外,烟嘧磺隆的添加会降低菌株DNS10的电负性,影响了阿特拉津与菌株DNS10的结合能力,同时烟嘧磺隆还可以通过降低菌株降解基因trz N的表达量,并最终抑制菌株对阿特拉津的降解。
谢冬玉[3]（2021）在《Cd2+共存条件下黄菖蒲对阿特拉津的修复潜力及胁迫响应特征的研究》文中研究说明有机物-重金属可以通过多种途径先后或同时进入环境,并且有机物和金属离子之间的相互作用通常会改变其自身的物理化学性质、迁移转化规律甚至生物毒性等,容易造成更大的环境威胁。阿特拉津（Atrazine,ATZ）是一种抑制植物光合作用的内吸收传导型三氮苯类低毒除草剂,极易进入地表径流及地下水中;镉（Cd）是毒性最大的重金属之一,容易被植物根系吸收积累并迅速运输到植物的可食用部分,从而进入食物链中。ATZ包含五个电子给体原子,可以参与重金属与ATZ络合物的形成,在某种程度上,增加了人类通过食物链积累ATZ的风险,并且多种污染物的协同作用会引发更严重的生态毒理学问题。为了探究ATZ-Cd2+复合污染条件下植物对阿特拉津的修复潜力和响应胁迫的机制,本试验选取挺水植物黄菖蒲（Iris pseuacorus）作为供试植物,采用水培试验模拟不同浓度ATZ和Cd2+胁迫,研究复合污染条件下植物对污染物的吸收特性以及植物的生长生理特性,以揭示植物对复合污染的修复潜力和应对胁迫的生理响应机制。研究结果如下:1、Cd2+对ATZ的降解有明显负面影响。ATZ在Cd2+共存条件下的半衰期较长,这说明Cd2+的共存可以延长ATZ在水中的滞留时间,这可能是由于Cd2+对ATZ脱烷基化的抑制。相比于单一 ATZ,复合污染条件下,降解产物DEA含量在试验前期（前4 d）显着升高;整个试验期间DIA含量显着降低,HYA含量显着升高。Cd2+存在条件下,ATZ脱乙基反应的速度是脱异丙基反应和水解脱氯反应的数倍,这与单一 ATZ的趋势一致。2、黄菖蒲对单一 ATZ及ATZ-Cd2+复合污染都具有一定的耐受性。其中单一ATZ污染的耐受性大于ATZ-Cd2+复合污染,并且复合污染中添加Cd2+浓度5 mg·L-1的植物耐受性也明显大于Cd2+浓度10 mg·L-1的植物。随着胁迫时间延长和Cd2+浓度增加,黄菖蒲的相对生长率逐渐减小,根长和根表面积也呈减少的趋势,表明复合污染的毒性效应较强。EC50随污染胁迫时间延长以及Cd2+浓度的增大而下降,说明胁迫时间和Cd2+浓度均会使ATZ对植物的毒害严重程度增加。3、植物能明显促进培养液中ATZ的消解,但共存污染物Cd2+会增强ATZ在环境中的持久性。同一ATZ浓度时,有植物的污染处理的ATZ消解率显着高于无植物处理,并且有植物和无植物处理中,单一ATZ污染条件的ATZ消解率均大于ATZ-Cd2+复合污染条件的ATZ消解率。植物存在条件下,ATZ的半衰期显着缩短,Cd2+存在条件下,ATZ半衰期显着延长,说明植物可加速水样中ATZ的消解,缩短其在水环境中的存留时间,但单一 ATZ污染及ATZ-Cd2+复合污染条件下,黄菖蒲茎叶和根系中均有ATZ检出,表明植物根系吸收ATZ后可迅速向茎叶转移。单一 ATZ污染处理中黄菖蒲茎叶ATZ含量普遍高于ATZ-Cd复合污染处理,可见单一 ATZ污染处理培养液中植物根系吸收ATZ后能更多地向茎叶转移,说明Cd2+在一定程度上能限制ATZ由根系向茎叶转移。ATZ浓度和胁迫周期均是植物体内Cd含量的显着影响因素,并且胁迫周期的重要性大于ATZ浓度。4、Cd2+对黄菖蒲PSⅡ电子传递有促进作用,并且黄菖蒲可以通过调节自身抗氧化系统来应对胁迫所导致的膜脂过氧化损伤,减轻ATZ及Cd2+的毒害作用。黄菖蒲光合系统应对ATZ及Cd2+的胁迫主要体现在PSⅡ电子传递过程。从本试验中K峰、L峰的产生和OJIP曲线初始斜率的变化可以发现,复合污染条件下的P680向QA传电子速率大于单一 ATZ污染,均随ATZ浓度的增大而减小,这说明Cd2+与ATZ的交互作用会促进PSⅡ供体侧的电子传递速率更快。对于PSⅡ受体侧,根据各污染处理J阶的上升程度,我们发现单一 ATZ污染及ATZ-Cd2+复合污染均阻断了受体侧QA下游的PSⅡ电子传输,且ATZ浓度越大,其阻断能力越强,此外,复合污染虽然会阻断QA下游的PSⅡ电子传输,但其阻断能力要小于单一ATZ污染,说明交互作用会减弱QA下游的PSⅡ电子传输的阻断能力。单一 ATZ污染的MDA含量明显高于ATZ-Cd2+复合污染,这说明重金属Cd2+的存在会减轻ATZ对膜脂过氧化的程度,并且单一 ATZ污染的抗氧化酶SOD、CAT和APX活性也普遍高于复合污染,可能是因为复合污染本身过氧化程度低,导致抗氧化酶活性较低,也可能是因为Cd2+的存在会抑制抗氧化系统的调节能力。本研究表明,黄菖蒲对一定浓度的ATZ及Cd2+有较强的耐受性,虽然Cd2+的共存对黄菖蒲降解和转移ATZ具有作用,但可促进其PSⅡ电子的传递,并减少复合污染植物叶片中丙二醛的产生。
陈世宇[4]（2021）在《不同土壤中阿特拉津降解特征、降解基因分布及细菌群落演替规律》文中进行了进一步梳理阿特拉津常用于玉米播种后出苗前,是我国使用最广泛的除草剂之一。由于阿特拉津具有较高持久性、环境毒性和内分泌干扰性,其大量使用不仅导致农业土壤中长期残留污染问题,而且对生态环境和人体健康构成潜在威胁。因此,开展不同土壤环境中阿特拉津降解特征及降解机制研究对于污染土壤生物修复具有重要的科学与现实意义。本论文以常用三嗪类除草剂阿特拉津为目标化合物,选择10种不同地区代表性土壤构建室内模拟土壤生态体系,在研究阿特拉津在不同类型土壤中的降解特征的基础上,采用qPCR技术分析阿特拉津降解基因多样性与丰度的变化,通过16S rDNA扩增子高通量测序分析阿特拉津污染土壤微生物群落演替规律,并结合阿特拉津降解菌分离与鉴定,揭示不同类型土壤中阿特拉津降解机制,研究结果可为阿特拉津污染土壤生物修复提供科学依据。主要研究结果如下:（1）10 mg/kg阿特拉津在不同类型土壤中呈现先快后慢的降解趋势,所有处理中阿特拉津降解动态均符合一级动力学方程,其降解半衰期大小依次为大兴安岭粘土>包头壤土/阿克苏砂土>宝鸡壤土>金华壤土>宿迁壤土>资阳壤土>丹东壤土>保定壤土>滨州壤土。与未灭菌土壤相比,阿特拉津在灭菌土壤中的降解半衰期增加了3.68-71.40倍,表明土壤微生物对阿特拉津降解起主要作用。此外,土壤有机质含量、全氮含量、阳离子交换量越高,阿特拉津的降解半衰期越长。（2）阿特拉津处理能显着增加土壤中atz降解基因的绝对丰度。10种土壤中atzC基因的绝对丰度上升幅度最大,atzA基因的绝对丰度上升幅度最小;仅有滨州壤土检测到trzD基因,表明该土壤中阿特拉津经初步降解后进一步发生了由氰尿酸代谢为缩二脲的降解过程。土壤细菌属与阿特拉津降解基因共存网络分析表明土壤中携带atzC基因的细菌属数量最多,携带trzD基因的细菌属数量最少,同时,该网络中携带1种阿特拉津降解基因的细菌属数量显着高于携带4种阿特拉津降解基因的细菌属数量。此外,土壤有机质、有效磷、全氮和水解性氮含量与阿特拉津降解基因呈显着负相关。（3）阿特拉津处理能改变土壤微生物群落结构组成。随着阿特拉津处理时间的增加,不同土壤细菌多样性（Observed OTUs和Shannon index）均呈现“抑制-刺激”的变化趋势,表明阿特拉津处理初期降低土壤微生物多样性,随着处理时间延长逐步恢复至原来水平。主成分分析表明不同类型土壤微生物群落结构在经阿特拉津处理后均显着区别于对照土壤。阿特拉津处理增加了土壤中细菌属Ochrobactrum、Nocardiopsis、Lactobacillus和Brevibacterium相对丰度,尤其是细菌属Lactobacillus相对丰度较对照土壤显着增加了3.38%-12.11%,而细菌属Conexibacter、Solirubrobacter和Micromonospora相对丰度显着下降。此外,阿特拉津处理土壤细菌共存网络中ATZ-30土壤样品的节点数量仅占4.6%,但正相关连接为100%,同时,网络拓扑学特征表明ATZ-30土壤细菌共存网络模块化指数高于CK-30土壤,表明土壤微生物在阿特拉津降解功能上可能存在相互协同作用。（4）从阿特拉津处理土壤中分离筛选到4株降解菌AT1、AT2、AT3和AT4,经分子生物学鉴定分别属于细菌属Rhizobium、Stenotrophomonas、Brevibacterium和Bacillus。纯培养条件下4株降解菌接种培养14天内对10 mg/L阿特拉津的降解率为17.56%-30.55%。同时,通过土壤样品16S rDNA扩增子高通量测序分析发现阿特拉津处理30天的土壤中上述4株分离株所在细菌属的相对丰度较同期对照土壤显着上升,表明这4个潜在降解菌属参与了土壤中阿特拉津降解。
吴丹[5]（2020）在《阿特拉津在不同类型土壤中的环境行为及其对大豆胁迫作用的差异》文中研究指明阿特拉津被认为是在玉米培育种植过程中比较广泛施用的一种除草剂。然而,土壤中未被降解所残留的阿特拉津会对后茬豆科作物产生药害,进而产生连作障碍。本研究选取阿特拉津敏感作物-大豆作为研究对象,通过探讨阿特拉津在不同类型土壤（黑钙土和马肝土）中的环境行为及土壤可溶性有机质与阿特拉津的结合能力差异,并结合黑钙土和马肝土中残留阿特拉津对大豆典型生长及生理特征胁迫作用规律,以期从污染物环境行为与生物有效性的角度阐释阿特拉津在不同类型土壤中植物毒理效应差异的相关机制,主要研究成果如下:（1）通过模拟吸附动力学的试验可知,阿特拉津在黑钙土和马肝土中18h达到吸附平衡,吸附平衡时黑钙土与马肝土的吸附量分别为36.263 mg·kg-1和29.740mg·kg-1。在对吸附动力学过程进行模型拟合发现:准二级动力学模型更适用于黑钙土和马肝土对阿特拉津的吸附过程。根据吸附等温试验得出:在25℃下,黑钙土和马肝土对阿特拉津的吸附过程均可用Langmuir模型进行拟合。对于相同浓度阿特拉津溶液(5mg·L-1～30 mg·L-1),黑钙土对阿特拉津的吸附量总是高于马肝土的吸附量,表明黑钙土对阿特拉津的吸附能力强于马肝土。（2）通过模拟两种土壤DOM结合阿特拉津的试验可知,黑钙土和马肝土的可溶性有机质（DOM）的组成成分中都含有类似于腐殖质和蛋白质的物质。随着阿特拉津浓度从0 mg·L-1增加到30 mg·L-1,黑钙土和马肝土的DOM的荧光强度均呈现不同程度的降低,表明黑钙土和马肝土中提取的DOM均表现出良好的与阿特拉津结合能力,而且黑钙土DOM亲和阿特拉津能力强于马肝土DOM。（3）土壤中残留的阿特拉津对大豆的生长具有毒害作用,能严重地抑制其生长发育。在阿特拉津的胁迫浓度为5～12.5 mg·kg-1的范围内时,随着阿特拉津浓度的增加,大豆幼苗生长受胁迫程度增强,其中黑钙土和马肝土中大豆株高抑制率范围分别为17.3%～37.8%和24.1%～45.3%,根系伸长分别降低了5.9%～27.0%和3.0%～42.1%。同等暴露浓度下,光合色色素含量始终是黑钙土中的含量高于马肝土,具体表现为马肝土中大豆幼苗相比与黑钙土中的叶片颜色更加泛黄。黑钙土和马肝土中大豆叶片净光合速率率、蒸腾速率、气孔导度与阿特拉津浓度成反比,与光辐射强度成正比。黑钙土和马肝土中MDA的含量随着阿特拉津胁迫浓度的增高均呈现逐渐升高的趋势,且黑钙土中大豆叶片MDA含量始终低于马肝土中大豆叶片MDA含量,说明阿特拉津胁迫诱导大豆幼苗膜脂过氧化,细胞微观结构受到损害,且黑钙土中残留的阿特拉津比马肝土中的阿特拉津对大豆的胁迫作用更大,毒性更强。伴随着活性氧伤害,大豆幼苗体内诸多抗氧化酶都得到了相应的激活,两种土壤中SOD、CAT、POD、APX活性均体现为低浓度促进高浓度抑制的趋势。当阿特拉津浓度为10 mg·kg-1时黑钙土中叶片和根部SOD、CAT、POD、APX活性均达到最大值,而马肝土中叶片和根的SOD、CAT、POD、APX活性均在7.5 mg·kg-1达到最防御阈值。
姜夺[6]（2020）在《植物促生菌Pseudomonas chlororaphis PAS18调控狼尾草对阿特拉津胁迫的抗性与机制》文中指出阿特拉津是一种在我国东北黑土区广泛施用的除草剂,因其具有生物毒性且环境残留期长的特点,进而对生态环境造成极大威胁,受到广泛关注。狼尾草被证实是一种可应用于阿特拉津污染治理的修复植物,有效提升狼尾草对阿特拉津的耐受能力有助于强化阿特拉津污染的植物修复。根际促生菌（PGPR）具有增强植物抵抗各种非生物胁迫的能力,但PGPR能否提升狼尾草对阿特拉津的耐受能力及相关机制尚不明晰。本研究着重探讨具有吲哚乙酸产生能力的植物促生菌Pseudomonas chlororaphis PAS18调控狼尾草幼苗生长、光和参数、抗氧化酶活性及根系离子通量等指标对阿特拉津胁迫的响应规律,旨在探究PGPR调控狼尾草对阿特拉津胁迫的抗性与相关机制,主要研究结果概括如下:（1）借助盆栽试验,本研究考察了菌株PAS18在不同接菌量条件下对不同浓度阿特拉津胁迫下狼尾草的生长影响。结果表明:低浓度(20 mg·kg-1)阿特拉津胁迫条件下,当菌株PAS18的接菌量为3.6×107 CFU·g-1干土,5.4×107 CFU·g-1干土,7.2×107 CFU·g-1干土,1.08×108 CFU·g-1干土,2.16×108 CFU·g-1干土时,接菌处理供试植物生物量较未接菌处理相比分别增加50.87%、116.07%、25.21%、6.09%、11.74%,叶绿素含量提升25.22%、58.26%、18.7%、6.09%、30.43%,其中当菌株PAS18接菌量为5.4×107 CFU·g-1干土时对狼尾草耐受阿特拉津(20 mg·kg-1)的调节作用最明显,与空白处理相比生物量和叶绿素含量分别上调116.07%、58.26%。然而上述接菌量范围的菌株PAS18对暴露于100 mg·kg-1阿特拉津条件下的狼尾草生长及叶绿素含量的调节作用均不明显。（2）在此基础上考察了菌株PAS18(5.4×107 CFU·g-1干土)的投加对不同浓度阿特拉津胁迫条件下狼尾草体内阿特拉津积累及光合作用的调控情况。在上述接菌条件下,菌株PAS18可以使低水平(20 mg·kg-1)阿特拉津暴露条件下狼尾草体内阿特拉津积累量较未接菌处理降低29.71%。同时使蒸腾速率较未接菌处理相比提升27.14%,净光合速率、气孔导度以及水分利用率分别提升40.42%、58.39%、10.79%。此外,在上述低水平阿特拉津暴露条件下,接菌处理上述光合参数指标与无污染空白处理相比均无显着差异,其中接菌处理组蒸腾速率与净光合速率较空白处理仅降低13.87%,11.04%,而气孔导度以及水分利用率分别提升了2.37%和4.76%。而在阿特拉津暴露水平为100 mg·kg-1时,菌株PAS18缓解阿特拉津对狼尾草生长抑制的调控效果不显着。上述结果表明:菌株PAS18(5.4×107 CFU·g-1干土)能够有效缓解20 mg·kg-1阿特拉津对狼尾草幼苗生长及光合作用的胁迫作用。（3）生理分析表明:20 mg·kg-1的阿特拉津可引起狼尾草幼苗体内ROS积累,引起膜质过氧化损伤。接种菌株PAS18(5.4×107 CFU·g-1干土)可以使20 mg·kg-1阿特拉津暴露水平条件下狼尾草体内SOD、POD、CAT的活性较对照组分别提升30.98%、27.00%、36.02%;同时在上述接菌及胁迫水平条件下,狼尾草体内O2·-以及H2O2的含量较未接菌处理分别降低44.90%和13.40%,MDA含量降低44.62%。相反,菌株PAS18对100 mg·kg-1阿特拉津胁迫水平条件下狼尾草体内抗氧化酶活性及自由基、MDA含量的调节作用较未接菌处理相比变化不显着。上述结果说明:菌株PAS18可激活狼尾草抗氧化酶系统来消除20 mg·kg-1阿特拉津对狼尾草产生的胁迫作用,进而提升供试植物对阿特拉津的抗性。（4）菌株PAS18通过分泌吲哚-3-乙酸（IAA）促进植物生长,试验采用非损伤微测技术,以IAA代替植物促生菌PAS18探讨其调控狼尾草根系Ca2+和H+通量对20 mg·L-1浓度阿特拉津胁迫的响应规律。结果表明:20 mg·L-1浓度阿特拉津引起了狼尾草根系钙离子强烈的内流(速率高达175 pmol·cm-2·s-1),进而使植物细胞的正常生理功能出现紊乱。菌株PAS18分泌的IAA能够使上述阿特拉津暴露条件下狼尾草根系钙离子内流速率降低57.1%,此时钙离子通量变化与空白对照组差异不显着,说明菌株PAS18有助于维持胁迫条件下狼尾草钙离子通量。此外,20 mg·L-1的阿特拉津同样引起狼尾草根系氢离子内流(75 pmol·cm-2·s-1),此时植物细胞的养分吸收遭到破坏。IAA将上述阿特拉津暴露条件下狼尾草根系氢离子内流速率降低61%,此时氢离子通量变化与空白对照组差异不显着。上述结果表明,菌株PAS18在胁迫条件下能够帮助植物细胞平衡氢离子流量变化使其趋于未胁迫的状态。
田淑新[7]（2020）在《两种农药对青鳉生长发育、抗氧化和bcl6b基因影响的研究》文中提出近年来,毒死蜱和阿特拉津因其农药用量大、残留期长、在水环境中检出率高、对动植物有一定的毒性作用而受到广泛关注。同时,这两种农药的广泛使用也是造成水体和土壤污染的重要因素。为丰富这两种农药对水生脊椎动物的毒理学资料,本研究以青鳉为受试动物,通过阿特拉津和毒死蜱单独和共同染毒,研究这两种农药对青鳉的急性毒性,并进一步通过亚慢性毒性试验,研究了阿特拉津（12.04μg/L、120.40μg/L和1204.00μg/L）、毒死蜱（1.06μg/L、10.60μg/L和106.00μg/L）以及二者联合暴露（1.01μg/L、10.10μg/L和101.00μg/L）对青鳉生长发育（体长、体重）、抗氧化功能（SOD、GSH-PX、CAT、MDA）以及基因表达（bcl6b）的影响。研究结果表明:1、急性试验结果证明,阿特拉津药液对青鳉的24 h、48 h、72 h、96 h的半致死浓度LC50值分别为25.305 mg/L、16.023 mg/L、10.444 mg/L、6.019 mg/L,安全浓度为0.602 mg/L,按农药毒性分级标准,其对青鳉属中毒性农药;毒死蜱药液对青鳉的24 h、48 h、72 h、96 h的半致死浓度LC50值分别为1.488 mg/L、1.117 mg/L、0.773 mg/L、0.530 mg/L,安全浓度为0.053 mg/L,按农药毒性分级标准,其对青鳉属高毒性农药;两种农药质量1:1混合药液对青鳉的24 h、48 h、72 h、96 h的半致死浓度LC50值分别为1.096 mg/L、0.868 mg/L、0.674 mg/L、0.506 mg/L,安全浓度为0.051 mg/L,按农药毒性分级标准,其对青鳉属高毒性农药。2、两种农药单独及联合暴露,能使处理组青鳉的体长、体重显着低于对照组（P<0.05）,并且随着处理组药液浓度的升高和暴露时间的延长,青鳉的体长和体重均被显着抑制（P<0.05）。染毒末期各高浓度组对青鳉体长和体重抑制率分别是:阿特拉津对青鳉为15.9%、26.9%;毒死蜱对青鳉为17.1.%、27.8%;两种农药质量1:1混合药液对青鳉为17.3%、31.0%。3、阿特拉津和毒死蜱单独及联合暴露均能破坏青鳉机体的抗氧化防御系统,随着染毒时间的延长和染毒浓度的提高,SOD、GSH-PX和CAT活性显着下降（P<0.05）,而MDA含量显着上升（P<0.05）,进而破坏机体抗氧化防御系统,造成青鳉机体组织发生氧化损伤,影响其正常的生理机能。恢复期和染毒末期相比发现,青鳉的SOD、GSH-PX和CAT活性显着上升（P<0.05）,而MDA含量显着下降（P<0.05）。4、阿特拉津和毒死蜱单独及联合暴露能影响青鳉肌肉和消化道组织中bcl6b基因mRNA表达,随着染毒时间的延长和染毒浓度的提高,青鳉肌肉和消化道组织中bcl6b mRNA表达水平显着上调（P<0.05）,在恢复末期,青鳉肌肉和消化道组织中bcl6b mRNA表达显着下调（P<0.05）。表明bcl6b基因在阿特拉津和毒死蜱对青鳉的毒性效应影响中起着重要的作用。综上所述,阿特拉津和毒死蜱对青鳉分别属于中毒和高毒农药。阿特拉津和毒死蜱单独及联合暴露,会对青鳉产生毒性作用,抑制青鳉的生长发育,抑制组织中抗氧化酶（SOD、GSH-PX和CAT）活性,促进MDA含量上升,造成青鳉机体组织发生氧化损伤,破坏机体抗氧化防御系统,同时,bcl6b mRNA表达被显着上调,说明bcl6b基因的表达与抗氧化酶活性之间存在内在联系。环境条件改善后,青鳉的生长发育、抗氧化酶（SOD、GSH-PX和CAT）活性和bcl6b mRNA表达会得到有效恢复。
瞿梦洁[8]（2019）在《湖泊沉积物中阿特拉津的迁移转化及其生态毒理效应研究》文中提出由于在农业上广泛使用除草剂,在许多地区的地下水、河流和湖泊中都已检测到阿特拉津残留。阿特拉津及其降解产物具有一定的生物毒性,进入水体后会对水生态环境造成威胁。作为水体中各种污染物的汇,沉积物会吸附水体中的阿特拉津;在一定条件下,沉积物又是二次污染源,借此,被吸附的阿特拉津再度被释放到上覆水中或被水生植物所吸收。当阿特拉津被沉积物吸附后,沉积物中植物、微生物是如何代谢阿特拉津?水环境中植物和微生物对阿特拉津污染的生态毒理效应亟待研究。因此,本文集中研究了阿特拉津在湖泊沉积物中分配特征、阿特拉津对沉水植物和沉积物中细菌的生态毒理效应、沉水植物对阿特拉津的吸收、迁移和转化机制以及沉积物中微生物对阿特拉津的代谢途径。主要结果如下:（1）通过检测湖北省6个浅水湖泊沉积物中阿特拉津的浓度,发现所有被调查的湖泊沉积物中均含有阿特拉津,其中,荆州市洪湖和鄂州市梁子湖沉积物中阿特拉津浓度值最高,分别为0.171和0.114 mg·kg-1。与此同时,沉积物对阿特拉津解吸过程的分配系数KPd远大于吸附过程的分配系数KP,这表明水体中的阿特拉津更易被沉积物吸附。（2）在培养60 d内,添加的阿特拉津对菹草（Potamogeton crispus）和穗花狐尾藻（Myriophyllum spicatum）的生长均产生显着抑制作用（P<0.05）。≤2 mg·kg-1阿特拉津在培养前60 d内会对植物生长产生抑制,但在90 d时植物会从伤害中恢复过来。在培养第90 d时,沉水植物体内的谷胱甘肽在谷胱甘肽还原酶（GR）和谷胱甘肽-S-转移酶（GST）的作用下,对阿特拉津及其产生的活性氧具有一定去除作用,并通过控制酶活使植物体保持一定的还原型谷胱甘肽（GSH）含量,以此缓解阿特拉津对沉水植物的毒害。（3）在培养第30 d时,植物吸收阿特拉津与沉积物中阿特拉津的比值达到平衡,在第90 d时,菹草和穗花狐尾藻体内的阿特拉津与沉积物中阿特拉津比值分别为38.27±6.32和27.40±4.52。在植物体内,阿特拉津首先通过脱氯和羟基化反应生成羟基阿特拉津（HA）和羟基异丙基阿特拉津（HIA）;尔后,HA和HIA分别在植物体内共轭生成HA+ctric acid/malonic acid/tartaric acid-H2O、HA+（Cys-β-Ala）-H2O和HIA+Glc-H2O,随后所有的轭合物被降解为HA、脱乙基阿特拉津（DEA）、三聚氰酸（CYA）和缩二脲（biuret）,即阿特拉津在沉水植物植物体内最终发生了开环反应。（4）RNA-Seq分析表明,在阿特拉津处理后的菹草（P.crispus）体内,控制甘氨酸丰度、核糖体、过氧化氢和ATP结合的相关基因表达量是所有差异性表达基因（DEGs）中最显着的3个。阿特拉津处理后,根据GO功能分类结果,在Biological Process分类中,DEGs在生物过程、细胞过程和代谢过程方面显着富集。在Cellular Component分类中,DEGs在细胞组分、细胞部分和细胞内部显着富集。DEGs在分子功能、催化活性和离子结合在Molecular Function类中显着富集。京都基因与基因组数据库（KEGG）的代谢通路分析显示,P.crispus体内共有7条代谢途径显着增加（P?<0.05）,包括光合天线蛋白（Photosynthesis-antenna proteins）、氧化磷酸化（Oxidative phosphorylation）、核糖体（Ribosome）、吞噬体（Phagosome）、光合作用（Photosynthesis）、类似糖尿病并发症中的年龄信号通路（Age-rage signaling pathway in diabetic complications）和三羧酸循环（Citrate cycle）。这一结果表明,在阿特拉津作用下,P.crispus体内的相关代谢途径和功能发生了改变。（5）与酸性沉积物相比,碱性沉积物中阿特拉津的降解速率更快,但是酸性湖泊沉积物中羟基代谢产物含量更高。此外,酸性的汤逊湖沉积物中的Proteobacteria、Actinobacteria、Firmicute、Nitrospinae、Aminicenantes、Ignavibacteriae和Saccharibacteria菌门数量显着不同于碱性的洪湖沉积物。与此同时,用阿特拉津处理后,沉积物中Cyanobacteria和Saccharibacteria数量显着增加（P<0.05）。供试沉积物中阿特拉津降解菌主要有Clostridium-sensu-stricto、Pseudomonas、Comamonas和Rhodobacter,菌属数量与沉积物p H关系最为密切。随着沉积物OC、CEC、p H、缩二脲、TN含量和粗颗粒比值的增加,沉积物中阿特拉津降解菌的总量显着增加。综上所述,阿特拉津进入水体后,只有少数的阿特拉津会残留在水相中,绝大部分的阿特拉津会被沉积物快速吸附,随着时间的推移,沉积物吸附的阿特拉津会被沉水植物吸收、迁移和转化。在另一方面,沉水植物在逆境中可加强氧化应激效应,在一定程度上缓解了阿特拉津的胁迫。与此同时,沉积物中微生物可以将阿特拉津降解成HA、CYA和缩二脲,沉积物中与阿特拉津降解有关的细菌及其数量主要受沉积物的OC、CEC、p H、TN含量和粗颗粒比值的影响。
刘畅[9]（2019）在《阿特拉津土壤污染的生物修复》文中进行了进一步梳理阿特拉津对生物具有内分泌干扰和潜在的致癌、致畸性,长期大量的使用已造成严重的环境污染,但缺少有效的治理方式,而生物降解方法凭借着操作简单、成本低、无二次污染等优点,在近年来被广泛研究用于治理环境中阿特拉津的污染。因此本研究利用功能微生物治理土壤中阿特拉津的污染,并做了以下研究:1.从中国的东北地区（沈阳）受阿特拉津长期（3-5年）污染的土壤中分离并筛选出一株以阿特拉津为唯一氮源的高效的降解菌株AT-b3,其在48 h内对100 mg/L的阿特拉津的降解率达95%。通过进行降解菌形态学观察,生理生化特性鉴定及16SrDNA测序与比对,鉴定降解菌AT-b3为肠杆菌属（Enterobacter sp.）细菌,GenBank登录号为NZKI973170.1。2.测定菌体生长和不同环境条件（温度、pH、盐度、培养时间和碳源）对阿特拉津降解效率的影响,并通过正交实验的方法探究出最优的阿特拉津降解条件。阿特拉津降解特性测定结果明确了AT-b3的生长与阿特拉津降解效率具有同步性,在温度为25-35℃,pH为中性,低盐的条件下阿特拉津的降解效果最好,碳源对菌株生长以及降解率影响不大;进一步的正交实验结果表明:在温度为30℃、pH为7.0、盐度0.5%时,阿特拉津的降解效果最好。3.利用SAGE方法筛选降解相关的基因,获得了368个差异表达基因,其中上调基因231个,下调基因137个;基因GO功能的富集分析结果显示了基因主要富集在尿嘧啶分解代谢、氮利用、硝酸盐同化、硫化氢生物合成、裂解酶活性和过氧化物酶活性等方面。Pathway分析显示,差异基因涉及70条代谢途径,与氮代谢、氨基酸合成和代谢、ABC转运蛋白、丙酮酸代谢等过程有关。4.应用液质联用技术对阿特拉津的降解产物进行测定,结果表明:在AT-b3降解5 d时培养液中可以检测到相应的阿特拉津中间代谢产物羟基阿特拉津、氰尿酸和尿素三种物质。5.以硅藻土为载体制备修复菌剂进行土壤污染的修复实验,在修复28 d时,阿特拉津的降解率接近80%,降解效果显着;安全性测试中,菌株能有效缓解阿特拉津对敏感植物大豆的伤害,并能促进其根围微生物的数量及活性。
高亚平[10]（2018）在《桑沟湾除草剂生态风险评估及其对海草的生态毒理作用研究》文中研究说明近几十年来除草剂的发明和使用大大节约了劳动力,在世界农业中发挥了重要作用。然而在其大量使用的同时,部分除草剂通过地上径流/地下水进入河口和浅海生态系统,威胁着非靶标植物——海草的健康。尤其是自上个世纪以来,气候变化和人类活动胁迫下海草床面积已严重衰退,因此除草剂对海草的威胁更加受到关注。为保护我国海草资源,本研究以桑沟湾为主要研究地点,对海草的生态功能——固碳、改善环境及提供食物来源方面进行了初步分析;对桑沟湾的除草剂残留及其生态风险进行了评估,对比了残留浓度较高的除草剂阿特拉津和扑草净对4种海草的毒性作用,研究了阿特拉津长期暴露下,常见海草——鳗草（Zostera marina L.）的生理、有性繁殖及代谢的响应,并对高温下鳗草的代谢响应及高温和除草剂对鳗草的共同作用进行了探究。该工作将为我国海草的保护提供理论依据,从而在管理浅海环境的相关法律法规的制定上保护海草生态系统。主要研究结果如下:1)桑沟湾海草的生态功能评估对山东桑沟湾楮岛海区鳗草床的生物量、初级生产力和组织碳含量进行了调查研究,计算了其初级生产力固碳;对围堰池塘中鳗草区和裸露砂质底质区的温度、溶氧进行了比较测定,分析了刺参及其潜在食物源的同位素特征,并与邻近自然海域草场系统进行了对比。结果显示,楮岛海区鳗草生物量年度变化为313.5-769.3g DW·m-2;初级生产力年度内为2.0-6.4 g DW m-22 d-1;总组织含碳量为35.5%;来自海草初级生产力的固碳贡献约为543.5 g C m-2yr-1。春夏季鳗草区底部温度比裸露砂质底质区温度低约0-0.33℃;50-100%的中高盖度下,海草区表层溶氧显着高于裸露底质区;混合模型的分析表明,其食物组成中来自鳗草碎屑的贡献最大,约为13-52%,高于底栖硅藻、悬浮颗粒有机物SPOM以及附着生物。而邻近的自然海区中,来自SPOM和褐藻海蒿子的食物贡献最大。本研究表明鳗草可以在一定程度上降低夏季池塘底部水温,增加水体溶氧,同时为刺参提供重要的食物来源。2)桑沟湾除草剂生态风险评估对桑沟湾表层水及周边流域表层水中的除草剂阿特拉津残留进行了调查,结果显示桑沟湾中有阿特拉津的残留,周边河流中除阿特拉津残留外还发现了扑草净的残留。阿特拉津在桑沟湾的平均残留浓度为106.3 ng l-1,分布趋势呈现出西南陆地沿岸高于湾内的趋势,环境中初级生产者面临的风险指数为0.081,但周边淡水流域中阿特拉津浓度较高,最高值可达489.1-701.2 ng l-1,风险熵为0.49-0.70。由于桑沟湾是我国重要的海水养殖海湾和海草分布的重要海湾,研究结果表明,需要防范阿特拉津和其他环境因子共同作用对初级生产者或养殖生物带来的威胁。3)特拉津和扑草净对桑沟湾四种海草的急性毒性比较以叶绿素荧光为主要指标测定桑沟湾及周边河流中检出的除草剂阿特拉津和扑草净的低、中、高(1μg l-1、5μg l-1和25μg l-1)浓度对四种常见海草:鳗草（Z.marina L.）、丛生鳗草（Z.caespitosa M.）、日本鳗草（Z.japonica Aschers.&Graebn.）、红须根虾形藻（Phyllospadix iwatensis M.）的光合抑制。结果显示,浓度为1μg l-1的扑草净和5μg l-1的阿特拉津对日本鳗草产生了显着的光合抑制,抑制率约为7.54%-12.97%;鳗草、丛生鳗草和红须根虾形藻的扑草净和阿特拉津的显着作用浓度为5μg l-1,相同浓度下,扑草净的光合抑制较阿特拉津更强,同时,日本鳗草对除草剂的作用更为敏感。4)阿特拉津长期暴露下鳗草生理、有性繁殖及代谢的响应我们将处于有性繁殖过程中的鳗草暴露于阿特拉津(1,3和10μg l-1)中30天,对其光合生理、色素含量及生长进行了测定,并利用超高效液相色谱与四级杆-飞行时间（Q-TOF）质谱联用技术对其代谢物质进行了分析。结果发现,3和10μg l-1阿特拉津显着抑制光合效率（ΔF/F’m和Fv/Fm）,但并不影响鳗草的有性繁殖能力（即子房数量）。阿特拉津的长期作用改变了鳗草组织氮含量和C:N比,降低了糖和三羧酸循环（TCA）中间产物的水平。这说明长期的阿特拉津暴露(10μg l-1)会降低能量供应并改变碳氮代谢。阿特拉津诱导了γ-氨基丁酸（GABA）和1-氨基环丙烷羧酸（ACC）含量的升高,它们可能共同/单独参与了代谢或信号转导过程。5)高温下鳗草的代谢响应及高温和阿特拉津对鳗草的共同作用研究表明30℃及以上的高温会影响鳗草的生长,我们将鳗草在高温下（32℃）进行短时间暴露,测定了以叶绿素荧光参数ΔF/F’m和Fv/Fm表征的光合作用变化,并利用气相色谱-时间飞行质谱（GC-TOF-MS）对其代谢组的变化进行分析;此外将鳗草在6个温度梯度下（15-32℃）暴露于3组(0,3和10μg l-1)浓度的阿特拉津中7天,在此期间使用荧光技术评估了鳗草光合效率的变化情况,测定了光合色素和叶片生长速率,并利用独立作用模型（IA）对高温和阿特拉津的共同作用进行了分析。结果表明,1):32℃的短期暴露下鳗草的光合生理和代谢发生了改变,高温抑制了光合作用,增强了呼吸作用;多数糖类和TCA循环的中间产物含量降低;高温还使得鳗草硬脂酸和亚油酸含量的降低。2):阿特拉津和30℃以上的温度都会抑制有效量子产量（ΔF/F’m）和最大产量（Fv/Fm）所表征的光系统II（PSII）的光合效率和能量转换潜力,高温（31℃和32℃）还降低了叶绿素含量,抑制了叶片的生长。独立作用模型的分析发现,光合作用抑制的实测值和预测值之间一致,表明高温和阿特拉津的共同作用比单一压力对鳗草的危害更大。
二、除草剂阿特拉津的环境毒理研究进展（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、除草剂阿特拉津的环境毒理研究进展（论文提纲范文）
（1）除草剂对非靶标生物及人体的生殖毒性与遗传毒性研究进展（论文提纲范文）
| 1 鱼类与鸟类(Fish and birds) |
| 1.1 鱼类 |
| 1.2 鸟类 |
| 2 两栖动物与爬行动物(Amphibians and rep-tiles) |
| 2.1 两栖动物 |
| 2.2 爬行动物 |
| 3 节肢动物与软体动物(Arthropoda and mol-lusks) |
| 3.1 节肢动物 |
| 3.2 软体动物 |
| 4 环节动物与线虫(Annelida and nematoda) |
| 4.1 环节动物 |
| 4.2 线虫 |
| 5 人体(Human beings) |
| 6 展望(Prospects) |
（2）烟嘧磺隆对Arthrobacter sp. DNS10生长及阿特拉津降解能力的影响与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 阿特拉津概况 |
| 1.1.1 阿特拉津的理化性质与用途 |
| 1.1.2 阿特拉津使用情况 |
| 1.1.3 阿特拉津在环境中的残留与污染 |
| 1.1.4 阿特拉津的危害 |
| 1.2 阿特拉津与烟嘧磺隆的混合使用情况 |
| 1.2.1 烟嘧磺隆的理化性质与用途 |
| 1.2.2 烟嘧磺隆在环境中的残留与污染 |
| 1.2.3 阿特拉津与烟嘧磺隆混合使用的现状 |
| 1.3 阿特拉津的微生物降解 |
| 1.3.1 阿特拉津降解微生物研究进展 |
| 1.3.2 阿特拉津的微生物降解途径及降解基因 |
| 1.4 外源物质对有机污染物微生物降解的调节作用与机制 |
| 1.4.1 影响有机污染物微生物降解的主要因素 |
| 1.4.2 外源物质对有机污染物微生物降解的调节作用研究进展 |
| 1.5 研究的目的意义及内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 试验药品 |
| 2.1.2 供试菌株 |
| 2.1.3 试验所用的培养液 |
| 2.1.4 试验仪器 |
| 2.2 阿特拉津与烟嘧磺隆的测定 |
| 2.2.1 培养液中阿特拉津的测定 |
| 2.2.2 培养液中烟嘧磺隆的测定 |
| 2.3 烟嘧磺隆对菌株DNS10生长与降解能力影响的研究方法 |
| 2.3.1 不同浓度烟嘧磺隆添加条件下培养液结构稳定性与p H的测定 |
| 2.3.2 降解菌DNS10的活化 |
| 2.3.3 试验处理与菌株培养 |
| 2.3.4 不同浓度烟嘧磺隆添加条件下菌株DNS10生长曲线的测定 |
| 2.3.5 不同浓度烟嘧磺隆添加条件下菌株DNS10的阿特拉津降解曲线的测定 |
| 2.4 烟嘧磺隆影响菌株DNS10利用阿特拉津的相关机制研究方法 |
| 2.4.1 菌株DNS10对烟嘧磺隆利用情况的测定 |
| 2.4.2 不同浓度烟嘧磺隆添加条件下菌株DNS10细胞形态的测定 |
| 2.4.3 不同浓度烟嘧磺隆添加条件下菌株DNS10细胞膜通透性的测定 |
| 2.4.4 不同浓度烟嘧磺隆添加条件下菌株DNS10细胞活性的测定 |
| 2.4.5 不同浓度烟嘧磺隆添加条件下菌株DNS10细胞表面zeta电位的测定 |
| 2.4.6 不同浓度烟嘧磺隆添加条件下菌株DNS10细胞内阿特拉津积累量的测定 |
| 2.4.7 不同浓度烟嘧磺隆对菌株DNS10降解基因trzN表达量的测定 |
| 2.5 烟嘧磺隆对菌株DNS10氧化损伤的研究方法 |
| 2.5.1 烟嘧磺隆共存条件下菌株DNS10蛋白质含量的测定 |
| 2.5.2 烟嘧磺隆共存条件下菌株DNS10 ROS含量的测定 |
| 2.5.3 烟嘧磺隆共存条件下菌株DNS10丙二醛(MDA)含量的测定 |
| 2.5.4 烟嘧磺隆共存条件下菌株DNS10过氧化物酶(POD)活性的测定 |
| 2.5.5 烟嘧磺隆共存条件下菌株DNS10过氧化氢酶(CAT)活性的测定 |
| 2.5.6 烟嘧磺隆共存条件下菌株DNS10超氧化物歧化酶(SOD)活性的测定 |
| 2.6 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 烟嘧磺隆对菌株DNS10生长和降解能力的影响 |
| 3.1.1 不同浓度烟嘧磺隆添加条件下培养液pH的变化 |
| 3.1.2 不同浓度烟嘧磺隆添加条件下菌株DNS10的生长曲线 |
| 3.1.3 不同浓度烟嘧磺隆添加条件下菌株DNS10降解曲线 |
| 3.2 烟嘧磺隆影响菌株DNS10利用阿特拉津能力的机制 |
| 3.2.1 菌株DNS10对烟嘧磺隆的利用情况 |
| 3.2.2 不同浓度烟嘧磺隆对菌株DNS10细胞形态的影响 |
| 3.2.3 不同浓度烟嘧磺隆对菌株DNS10的细胞膜通透性的影响 |
| 3.2.4 不同浓度烟嘧磺隆对菌株DNS10的细胞活性的影响 |
| 3.2.5 不同浓度烟嘧磺隆对菌株DNS10细胞表面的zeta电位的影响 |
| 3.2.6 不同浓度烟嘧磺隆对菌株DNS10细胞内阿特拉津的积累量的影响 |
| 3.2.7 不同浓度烟嘧磺隆对菌株DNS10降解基因trz N的表达量的影响 |
| 3.3 烟嘧磺隆对菌株DNS10氧化损伤的情况 |
| 3.3.1 烟嘧磺隆共存条件下菌株DNS10 ROS的含量 |
| 3.3.2 烟嘧磺隆共存条件下菌株DNS10丙二醛(MDA)的含量 |
| 3.3.3 烟嘧磺隆共存条件下菌株DNS10过氧化物酶(POD)的活性 |
| 3.3.4 烟嘧磺隆共存条件下菌株DNS10过氧化氢酶(CAT)的活性 |
| 3.3.5 烟嘧磺隆共存条件下菌株DNS10超氧化物歧化酶(SOD)的活性 |
| 4 讨论 |
| 4.1 外源物质对微生物生长与污染物降解能力的调控与影响机制 |
| 4.2 外源物质对微生物细胞膜特性及其污染物跨膜转运的作用规律 |
| 4.3 外源物质对微生物氧化损伤的作用规律 |
| 4.4 展望 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（3）Cd2+共存条件下黄菖蒲对阿特拉津的修复潜力及胁迫响应特征的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 除草剂阿特拉津和重金属镉的概述 |
| 1.1.1 阿特拉津的理化性质及作用机理 |
| 1.1.2 阿特拉津的研究概况 |
| 1.1.3 水体重金属的污染现状 |
| 1.1.4 水体中重金属镉的污染 |
| 1.1.5 植物修复水体重金属镉的研究 |
| 1.2 水体农药与重金属复合污染研究现状 |
| 1.3 植物修复技术的应用 |
| 1.3.1 植物修复的研究背景 |
| 1.3.2 水生植物修复机理研究 |
| 1.4 本研究的目的、意义及内容 |
| 1.4.1 研究的目的与意义 |
| 1.4.2 研究的内容及技术路线 |
| 1.5 课题来源 |
| 2 阿特拉津-Cd~(2+)复合污染条件下阿特拉津在水体中的归趋 |
| 2.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验设计 |
| 2.2.2 测定项目与方法 |
| 2.2.3 数据分析方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 水体中阿特拉津的降解 |
| 2.3.2 水体中阿特拉津的降解产物 |
| 2.4 小结 |
| 3 阿特拉津-Cd~(2+)复合污染对黄菖蒲生长的联合毒性效应 |
| 3.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 实验设计 |
| 3.2.2 测定项目与方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 阿特拉津-Cd~(2+)复合污染对黄菖蒲相对生长率的影响 |
| 3.3.2 阿特拉津-Cd~(2+)复合污染对黄菖蒲根系形态的影响 |
| 3.3.3 阿特拉津-Cd~(2+)复合污染对黄菖蒲的毒性效应 |
| 3.4 小结 |
| 4 阿特拉津-Cd~(2+)复合污染条件下黄菖蒲对阿特拉津的修复潜力 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 实验设计 |
| 4.2.2 测定项目与方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 复合污染条件下植物修复系统中阿特拉津的消除动态 |
| 4.3.2 复合污染条件下植物对阿特拉津消除的贡献 |
| 4.4 小结 |
| 5 阿特拉津-Cd~(2+)复合污染条件下黄菖蒲对胁迫的响应特征 |
| 5.1 实验材料与仪器 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验仪器设备 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 实验设计 |
| 5.2.2 测定项目与方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 复合污染条件下黄菖蒲对污染物的吸收、转运能力 |
| 5.3.2 复合污染条件下黄菖蒲PSⅡ的响应特征 |
| 5.3.3 复合污染条件下黄菖蒲抗氧化作用的响应特征 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读学位期间的主要成果 |
| 致谢 |
（4）不同土壤中阿特拉津降解特征、降解基因分布及细菌群落演替规律（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 阿特拉津概述 |
| 1.1.1 阿特拉津简介 |
| 1.1.2 阿特拉津使用情况 |
| 1.1.3 阿特拉津污染现状及生态风险 |
| 1.2 阿特拉津在土壤中的环境行为 |
| 1.2.1 阿特拉津在土壤中的吸附-解吸附行为 |
| 1.2.2 阿特拉津在土壤中的降解特征 |
| 1.3 阿特拉津对土壤微生物的影响 |
| 1.3.1 阿特拉津对土壤微生物种群数量的影响 |
| 1.3.2 阿特拉津对土壤微生物群落结构组成的影响 |
| 1.3.3 阿特拉津对土壤微生物群落功能多样性的影响 |
| 1.4 本文研究目的及意义 |
| 第二章 不同土壤中阿特拉津降解特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 药品与试剂 |
| 2.2.2 设备与仪器 |
| 2.2.3 供试土壤 |
| 2.2.4 土壤处理 |
| 2.2.5 不同类型土壤中阿特拉津的残留量测定 |
| 2.2.6 阿特拉津的液相色谱检测条件 |
| 2.2.7 土壤中阿特拉津的添加回收率实验 |
| 2.2.8 统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同土壤中阿特拉津的添加回收率评价 |
| 2.3.2 不同土壤中阿特拉津的降解动态 |
| 2.3.3 阿特拉津降解半衰期与土壤理化性质的相关性分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 不同土壤中阿特拉津降解基因多样性与丰度 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 药品与试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 土壤DNA的提取及浓度检测 |
| 3.2.4 16S rDNA扩增子测序 |
| 3.2.5 测序数据处理 |
| 3.2.6 阿特拉津降解基因的检测 |
| 3.2.7 TA克隆 |
| 3.2.8 荧光定量 |
| 3.2.9 统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 阿特拉津降解基因多样性检测 |
| 3.3.2 阿特拉津降解基因的丰度 |
| 3.3.3 阿特拉津降解基因与降解速率、土壤理化性质之间的关系 |
| 3.3.4 土壤微生物群落与阿特拉津降解基因的共存网络 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 阿特拉津处理土壤微生物组结构及潜在降解菌群的变化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 药品与试剂 |
| 4.2.2 仪器与设备 |
| 4.2.3 分离培养基 |
| 4.2.4 阿特拉津降解菌株的分离 |
| 4.2.5 分离株的鉴定 |
| 4.2.6 阿特拉津降解效果的测定 |
| 4.2.7 培养基中阿特拉津的提取 |
| 4.2.8 阿特拉津的检测条件 |
| 4.2.9 土壤总DNA的提取及质量检测 |
| 4.2.10 16S rDNA扩增子测序 |
| 4.2.11 测序数据处理 |
| 4.2.12 统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 阿特拉津处理土壤细菌多样性 |
| 4.3.2 土壤细菌群落组成及变化特征 |
| 4.3.3 土壤阿特拉津降解微生物的丰度及生物标志物 |
| 4.3.4 阿特拉津降解菌株的分离与鉴定 |
| 4.3.5 潜在降解菌属的丰度变化 |
| 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 |
（5）阿特拉津在不同类型土壤中的环境行为及其对大豆胁迫作用的差异（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 1.前言 |
| 1.1 阿特拉津的特性及其危害 |
| 1.1.1 阿特拉津的理化性质及除草机理 |
| 1.1.2 阿特拉津的使用现状及污染现状 |
| 1.1.3 阿特拉津的环境行为及降解途径 |
| 1.1.4 阿特拉津的危害 |
| 1.2 土壤类型对污染物环境行为的影响 |
| 1.2.1 污染物在土壤中环境行为的影响因素 |
| 1.2.2 污染物在不同类型土壤中的迁移及吸附行为 |
| 1.3 土壤中污染物生物有效性的概述 |
| 1.3.1 生物有效性的概念 |
| 1.3.2 生物有效性的评价方法 |
| 1.3.3 影响土壤中污染物生物有效性的因素 |
| 1.4 土壤可溶性有机质(DOM)的光谱特性及其与污染物的结合规律 |
| 1.4.1 土壤可溶性有机质简介 |
| 1.4.2 土壤溶解性有机质结构的光谱表征 |
| 1.4.3 光谱技术对土壤中DOM测定的应用 |
| 1.4.4 DOM对土壤中残留的污染物吸附行为的影响 |
| 1.5 研究目的意义与内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 1.7 课题来源 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试植物 |
| 2.1.3 试验药剂与仪器 |
| 2.2 不同类型土壤对阿特拉津吸附行为研究 |
| 2.2.1 不同类型土壤对阿特拉津的吸附动力学研究试验 |
| 2.2.2 不同类型土壤对阿特拉津的等温吸附试验 |
| 2.3 不同类型土壤水溶性有机碳(DOM)结合阿特拉津的规律与光谱特性研究方法 |
| 2.3.1 土壤水溶性有机碳(DOM)提取与含量测定 |
| 2.3.2 不同类型土壤水溶性有机碳(DOM)结合阿特拉津试验 |
| 2.3.3 土壤水溶性有机碳(DOM)三维荧光光谱特性测定 |
| 2.4 不同类型土壤中残留阿特拉津对大豆生长及生理特性的影响研究 |
| 2.4.1 试验设计与盆栽试验 |
| 2.4.2 大豆幼苗生长指标的测定方法 |
| 2.4.3 大豆幼苗亚显微结构测量 |
| 2.4.4 大豆光合作用强度的测定方法 |
| 2.4.5 大豆幼苗抗氧化酶活性的测定 |
| 2.4.6 大豆叶片中丙二醛(MDA)含量的测定方法 |
| 2.5 数据处理 |
| 2.5.1 吸附量的计算 |
| 2.5.2 吸附动力学模型 |
| 2.5.3 等温吸附模型 |
| 2.5.4 统计分析 |
| 3.结果与分析 |
| 3.1 阿特拉津在不同类型土壤中的吸附行为比较 |
| 3.1.1 阿特拉津在不同类型土壤中的吸附动力学 |
| 3.1.2 阿特拉津在不同类土壤中的等温吸附 |
| 3.2 不同类型土壤中水溶性有机质(DOM)与阿特拉津的规律及光谱特性分析 |
| 3.2.1 不同类型土壤DOM与阿特拉津结合的三维荧光光谱特征 |
| 3.2.2 不同土壤DOM与阿特拉津结合过程中荧光强度变化规律 |
| 3.3 不同类型土壤中的阿特拉津对大豆生长特性的影响 |
| 3.3.1 不同类型土壤中的阿特拉津对大豆株高和根长的影响 |
| 3.3.2 不同类型土壤中的阿特拉津对大豆幼苗生物量和根冠比的影响 |
| 3.3.3 不同类型土壤中的阿特拉津对大豆幼苗叶和根的亚显微结构的差异 |
| 3.4 不同类型土壤中的阿特拉津对大豆生理特性的影响 |
| 3.4.1 不同类型土壤中的阿特拉津对大豆体内光合色素含量的影响 |
| 3.4.2 不同类型土壤中的阿特拉津对光合参数的影响 |
| 3.4.3 不同类型土壤中的阿特拉津对大豆体内抗氧化酶活性的影响 |
| 3.4.4 不同类型土壤中的阿特拉津对大豆叶片中丙二醛含量的影响 |
| 4.讨论 |
| 4.1 阿特拉津在不同类型土壤中吸附行为及其影响因素 |
| 4.2 水溶性有机质组分对阿特拉津环境行为的影响 |
| 4.3 不同类型土壤中阿特拉津对大豆幼苗的生物有效性差异及其影响因素 |
| 5.结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（6）植物促生菌Pseudomonas chlororaphis PAS18调控狼尾草对阿特拉津胁迫的抗性与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 阿特拉津概述 |
| 1.1.1 阿特拉津理化性质 |
| 1.1.2 阿特拉津使用现状和除草机理 |
| 1.1.3 阿特拉津在环境中的残留 |
| 1.1.4 阿特拉津残留的危害 |
| 1.2 阿特拉津污染治理的研究进展 |
| 1.3 抗性植物对污染物的耐受与相关机制 |
| 1.3.1 环境胁迫后抗性植物的生理变化 |
| 1.3.2 植物细胞离子通量在植物抗逆性中的应用 |
| 1.4 植物促生菌研究进展 |
| 1.5 非损伤微测系统在植物抗逆性研究方面的应用 |
| 1.6 本研究的目的与意义 |
| 1.7 本研究的主要内容及技术路线 |
| 1.7.1 本研究的主要内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料与仪器 |
| 2.1.1 试验药剂与仪器 |
| 2.1.2 供试植物 |
| 2.1.3 供试菌株 |
| 2.1.4 供试土壤 |
| 2.1.5 植物培养液与组培培养基 |
| 2.2 菌液最佳投加量的确定方法 |
| 2.2.1 试验设计 |
| 2.2.2 菌株PAS18生长及产吲哚乙酸能力的测定方法 |
| 2.2.3 狼尾草幼苗生长指标的测定 |
| 2.2.4 狼尾草幼苗光和色素含量的测定 |
| 2.3 植物促生菌PAS18调控狼尾草幼苗生长及光合参数对阿特拉津胁迫响应的研究方法 |
| 2.3.1 试验设计 |
| 2.3.2 狼尾草幼苗根冠比的测定 |
| 2.3.3 狼尾草幼苗体内阿特拉津积累量的测定 |
| 2.3.4 狼尾草幼苗细胞亚显微结构的观察 |
| 2.3.5 狼尾草幼苗光和参数的测定 |
| 2.4 植物促生菌PAS18调控狼尾草抗氧化防御系统对阿特拉津胁迫响应的研究方法 |
| 2.4.1 试验设计 |
| 2.4.2 狼尾草叶片ROS含量的测定 |
| 2.4.3 丙二醛(MDA)含量的测定 |
| 2.4.4 抗氧化酶活性测定 |
| 2.5 植物促生菌PAS18调控狼尾草根际离子通量对阿特拉津氧化胁迫响应的研究方法 |
| 2.5.1 试验设计 |
| 2.5.2 根际离子通量的测定方法 |
| 2.6 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 植物促生菌Pseudomonas chlororaphis PAS18 适宜接菌量的确定 |
| 3.1.1 阿特拉津对菌株PAS18生长以及产吲哚乙酸能力的影响 |
| 3.1.2 不同接菌量植物促生菌PAS18对阿特拉津胁迫下狼尾草株高的影响 |
| 3.1.3 不同接菌量植物促生菌PAS18对阿特拉津胁迫下狼尾草根长的影响 |
| 3.1.4 不同接菌量植物促生菌PAS18对阿特拉津胁迫下狼尾草株重的影响 |
| 3.1.5 不同接菌量植物促生菌PAS18对阿特拉津胁迫下狼尾草根重的影响 |
| 3.1.6 不同接菌量菌株PAS18对阿特拉津胁迫下狼尾草光合色素含量的影响 |
| 3.2 植物促生菌PAS18调控狼尾草幼苗的机械损伤及光合参数对阿特拉津胁迫的响应 |
| 3.2.1 菌株PAS18对阿特拉津胁迫下狼尾草根冠比的调控 |
| 3.2.2 菌株PAS18对狼尾草体内阿特拉津胁积累的调控 |
| 3.2.3 菌株PAS18对阿特拉津胁迫下狼尾草叶片和根组织亚显微结构的调控 |
| 3.2.4 菌株PAS18对阿特拉津胁迫下狼尾草幼苗光合参数的调控 |
| 3.3 植物促生菌PAS18调控狼尾草抗氧化防御系统对阿特拉津胁迫的响应 |
| 3.3.1 菌株PAS18 对阿特拉津胁迫下狼尾草叶片ROS含量的调控 |
| 3.3.2 菌株PAS18 对阿特拉津胁迫下狼尾草叶片MDA含量的调控 |
| 3.3.3 菌株PAS18对阿特拉津胁迫下狼尾草叶片抗氧化酶活性的调控 |
| 3.4 植物促生菌PAS18调控狼尾草根际离子通量对阿特拉津胁迫的响应 |
| 3.4.1 吲哚-3-乙酸对狼尾草幼苗生长的调控作用 |
| 3.4.2 菌株PAS18对阿特拉津胁迫下狼尾草根际钙离子通量的调控作用 |
| 3.4.3 菌株PAS18对阿特拉津胁迫下狼尾草根际氢离子通量的调控作用 |
| 4 讨论 |
| 4.1 植物促生菌调控狼尾草幼苗生长特征对阿特拉津胁迫的响应 |
| 4.2 植物促生菌调控狼尾草抗氧化酶活性对阿特拉津胁迫的响应 |
| 4.3 植物促生菌调控狼尾草根际离子通量变化对阿特拉津氧化胁迫的响应 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（7）两种农药对青鳉生长发育、抗氧化和bcl6b基因影响的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 青鳉简介 |
| 1.2 阿特拉津概况 |
| 1.2.1 阿特拉津理化性质 |
| 1.2.2 阿特拉津除草机理和适用范围 |
| 1.3 毒死蜱概况 |
| 1.3.1 毒死蜱理化性质 |
| 1.3.2 毒死蜱杀虫机理和适用范围 |
| 1.4 阿特拉津和毒死蜱的毒理学研究进展 |
| 1.4.1 阿特拉津的毒理学研究进展 |
| 1.4.2 毒死蜱的毒理学研究进展 |
| 1.5 本研究的目的与意义 |
| 第二章 两种农药单独和共同染毒对青鳉的急性毒性 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验动物 |
| 2.2.2 试验药品 |
| 2.2.3 试验方法 |
| 2.2.4 统计学分析 |
| 2.3 青鳉急性毒性试验结果 |
| 2.3.1 青鳉的中毒症状 |
| 2.3.2 预试验结果 |
| 2.3.3 急性毒性结果 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 两种农药单独和共同染毒对青鳉生长发育的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 试验动物 |
| 3.2.2 试验药品 |
| 3.2.3 试验方法 |
| 3.2.4 数据处理 |
| 3.3 两种农药单独和共同染毒对青鳉生长发育影响的试验结果 |
| 3.3.1 两种农药单独和共同染毒对青鳉体长影响的试验结果 |
| 3.3.2 两种农药单独和共同染毒对青鳉体重影响的试验结果 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 两种农药单独和共同染毒对青鳉抗氧化功能的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验动物 |
| 4.2.2 试验药品 |
| 4.2.3 试验方法 |
| 4.2.4 试验数据的分析与统计 |
| 4.3 两种农药单独和共同染毒对青鳉抗氧化功能的检测结果 |
| 4.3.1 阿特拉津染毒第30天和第60天对青鳉抗氧化酶及MDA含量的检测结果 |
| 4.3.2 毒死蜱染毒第30天和第60天对青鳉抗氧化酶及MDA含量的检测结果 |
| 4.3.3 两种农药联合染毒第30天和第60天对青鳉抗氧化酶及MDA含量的检测结果 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 两种农药单独和共同染毒对青鳉bcl6b mRNA表达的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验动物 |
| 5.2.2 试验药品 |
| 5.2.3 试验仪器 |
| 5.2.4 试验方法 |
| 5.2.5 试验数据的分析与统计 |
| 5.3 两种农药单独和共同染毒对青鳉肌肉和消化道bcl6b mRNA表达的检测结果 |
| 5.3.1 总RNA提取检测 |
| 5.3.2 实时荧光定量PCR检测结果 |
| 5.3.3 两种农药单独和共同染毒对青鳉肌肉组织中bcl6b mRNA表达的检测结果 |
| 5.3.4 两种农药单独和共同染毒对青鳉消化道组织中bcl6b mRNA表达的检测结果 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（8）湖泊沉积物中阿特拉津的迁移转化及其生态毒理效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语表 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 水体中阿特拉津的污染现状 |
| 1.2 水体中阿特拉津的生物毒害作用 |
| 1.2.1 阿特拉津对人体的毒害 |
| 1.2.2 阿特拉津对水生动物的毒害 |
| 1.2.3 阿特拉津对水生植物的毒害 |
| 1.3 地表水体中阿特拉津的多介质行为 |
| 1.3.1 阿特拉津在水土环境中的吸附特性 |
| 1.3.2 阿特拉津的降解途径 |
| 1.3.3 阿特拉津的非生物降解 |
| 1.3.4 阿特拉津的生物降解 |
| 1.4 阿特拉津的检测技术 |
| 2 课题研究背景、意义和内容 |
| 2.1 课题研究背景及意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 3 阿特拉津在湖泊沉积物中分配行为特征研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 测定方法 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 阿特拉津在浅水湖泊沉积物中的分布情况 |
| 3.3.2 阿特拉津在沉积物-水体系中的吸附行为 |
| 3.3.3 阿特拉津在沉积物-水体系中的解吸行为 |
| 3.3.4 阿特拉津的吸附-解吸行为与沉积物性质的关系 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 阿特拉津的分布状况 |
| 3.4.2 阿特拉津在沉积物-水体系中的吸附行为 |
| 3.4.3 阿特拉津在沉积物-水体系中的吸附-解吸行为 |
| 4 阿特拉津对沉水植物生化途径的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验设计 |
| 4.2.3 测定方法 |
| 4.2.4 数据处理与分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 沉水植物生物量对阿特拉津污染胁迫的响应 |
| 4.3.2 沉水植物体内T-GSH含量及GSH/GSSG比值变化 |
| 4.3.3 沉水植物体内的GR和GST活性动态变化 |
| 4.3.4 沉水植物体内的PEPC和 Rubisco活性变化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 沉水植物生物量对阿特拉津污染胁迫的响应 |
| 4.4.2 沉水植物对阿特拉津的氧化应激效应 |
| 4.4.3 沉水植物CO2固定酶对阿特拉津污染胁迫的响应 |
| 5 沉水植物对阿特拉津的吸收、迁移和转化 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验设计 |
| 5.2.3 阿特拉津及其代谢产物的分析 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 植物对沉积物中阿特拉津的吸收 |
| 5.3.2 植物对阿特拉津的降解 |
| 5.3.3 植物与阿特拉津共轭代谢物的定性分析 |
| 5.4 讨论 |
| 6 阿特拉津胁迫下菹草的转录组学分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验设计 |
| 6.2.3 RNA的提取与测序 |
| 6.2.4 植物转录组的组装和注释 |
| 6.2.5 实时荧光定量PCR(Quantitative Real-time PCR) |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 测序结果 |
| 6.3.2 Unigenes的功能注释 |
| 6.3.3 差异性表达基因(DEGs)的鉴定与分析 |
| 6.3.4 差异性表达基因(DEGs)的GO功能分类 |
| 6.3.5 差异性表达基因(DEGs)的KEGG途径分类 |
| 6.3.6 通过q RT-PCR验证差异性表达基因 |
| 6.4 讨论 |
| 7 阿特拉津和沉水植物互作中沉积物微生物群落结构变化 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 实验材料 |
| 7.2.2 沉积物采集和预处理 |
| 7.2.3 实验设计和样品采集 |
| 7.2.4 阿特拉津及其代谢物的提取与分析 |
| 7.2.5 沉积物DNA提取和高通量测序 |
| 7.2.6 数据分析 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 无沉水植物时不同湖泊中阿特拉津的分配及降解 |
| 7.3.2 种植沉水植物时不同沉积物中阿特拉津及其代谢产物 |
| 7.3.3 沉积物中细菌群落结构 |
| 7.3.4 环境因子对沉积物中阿特拉津降解菌的影响 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 无植物时不同湖泊中阿特拉津的分配及降解 |
| 7.4.2 种植沉水植物时不同沉积物中阿特拉津及其代谢产物 |
| 7.4.3 不同沉积物中细菌群落结构 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 博士在读期间发表论文 |
| 致谢 |
（9）阿特拉津土壤污染的生物修复（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 英文缩略表 |
| 前言 |
| 第一章 除草剂阿特拉津生物降解研究进展 |
| 1.1 阿特拉津的概述 |
| 1.1.1 阿特拉津的理化性质 |
| 1.1.2 阿特拉津的危害 |
| 1.2 阿特拉津的生物降解 |
| 1.2.1 阿特拉津的植物降解 |
| 1.2.2 阿特拉津的微生物降解 |
| 1.3 微生物生长和阿特拉津降解的影响因素 |
| 1.4 阿特拉津的降解途径 |
| 1.4.1 水解 |
| 1.4.2 脱烷基 |
| 1.4.3 开环 |
| 1.5 阿特拉津降解基因及降解酶系 |
| 1.6 研究的目的和意义 |
| 1.7 本章参考文献 |
| 第二章 阿特拉津降解菌的分离、鉴定及降解条件的优化 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试材料 |
| 2.1.2 仪器与设备 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 阿特拉津降解菌的分离和鉴定 |
| 2.2.2 AT-b3 形态和生理生化指标的测定 |
| 2.2.3 16 SrDNA的鉴定结果 |
| 2.2.4 环境因素对AT-b3 的生长及阿特拉津降解率的影响 |
| 2.2.5 阿特拉津降解条件的优化 |
| 2.3 本章小结 |
| 2.4 本章参考文献 |
| 第三章 阿特拉津降解差异基因的分析 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 仪器与设备 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 RNA质量检测结果 |
| 3.2.2 测序结果和质量分析 |
| 3.2.3 差异表达基因分析 |
| 3.2.4 GO功能分析 |
| 3.2.5 Pathway富集分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 3.4 本章参考文献 |
| 第四章 阿特拉津降解产物的测定及降解途径的分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 仪器与设备 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 降解产物测定与分析 |
| 4.2.2 阿特拉津降解途径的分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 4.4 本章参考文献 |
| 第五章 土壤污染修复及安全性评价 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 仪器与设备 |
| 5.1.3 实验方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 菌剂性能测定结果 |
| 5.2.2 菌剂添加对阿特拉津残留量的影响 |
| 5.2.3 阿特拉津降解菌对大豆生长前期种子的萌发及幼苗生长的影响 |
| 5.2.4 大豆种子淀粉酶活性、脯氨酸含量及电解质渗透率的变化 |
| 5.2.5 降解菌对阿特拉津作用下大豆根围微生物的数量与活度的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 5.4 本章参考文献 |
| 第六章 结论 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（10）桑沟湾除草剂生态风险评估及其对海草的生态毒理作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 除草剂及其在水生系统中的残留 |
| 1.2 光系统II除草剂对浅海生态系统健康的威胁及除草剂的生态风险评价 |
| 1.2.1 光系统II除草剂对浅海生态系统健康的威胁 |
| 1.2.2 除草剂的生态风险评价 |
| 1.3 海草的重要生态作用及世界范围内海草的加速衰退 |
| 1.3.1 海草的重要生态作用 |
| 1.3.2 世界范围内海草的加速丧失 |
| 1.4 除草剂对非靶标植物——海草的潜在威胁 |
| 1.4.1 除草剂对非靶标植物——海草的潜在威胁 |
| 1.4.2 光系统II除草剂对海草的毒性作用 |
| 1.4.3 多种除草剂的共同存在及除草剂和其他环境因子对海草的影响 |
| 1.5 研究的目的意义及研究思路 |
| 1.5.1 研究的目的意义 |
| 1.5.2 研究思路 |
| 1.6 本章小结 |
| 第二章 桑沟湾海草的生态功能评估 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验地点 |
| 2.2.2 桑沟湾海草床碳汇潜力评估实验方法 |
| 2.2.3 海草对环境的改善及提供食物源 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 桑沟湾海草床碳汇潜力评估 |
| 2.3.2 海草对环境的改善及提供食物源 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 桑沟湾除草剂生态风险评估 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 调查地点 |
| 3.2.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2.3 除草剂残留的测定 |
| 3.2.4 风险熵的计算 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 桑沟湾及周围流域表层水中除草剂的浓度 |
| 3.3.2 桑沟湾及周边水域阿特拉津风险熵 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 阿特拉津和扑草净对桑沟湾四种海草的急性毒性比较 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 海草的采集 |
| 4.2.2 海草的培养 |
| 4.2.3 主要试剂和仪器 |
| 4.2.4 实验方法 |
| 4.2.5 数据计算及统计分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 阿特拉津长期暴露下鳗草生理、有性繁殖及代谢的响应 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 植物材料和实验条件 |
| 5.2.2 实验试剂 |
| 5.2.3 实验仪器 |
| 5.2.4 生长和生理参数的测定方法 |
| 5.2.5 代谢组的测定方法 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 生理参数的改变 |
| 5.3.2 代谢的改变 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 高温下鳗草的代谢响应及高温和阿特拉津对鳗草的共同作用 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料和方法 |
| 6.2.1 实验材料的采集 |
| 6.2.2 短时间高温暴露实验 |
| 6.2.3 除草剂和高温的同时暴露实验 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 短时间高温暴露下鳗草的生理和代谢响应 |
| 6.3.2 除草剂和高温对鳗草的共同影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 鳗草对短期高温暴露的光合和代谢响应 |
| 6.4.2 高温和阿特拉津对鳗草的共同作用 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 论文的创新性 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
四、除草剂阿特拉津的环境毒理研究进展（论文参考文献）
- [1]除草剂对非靶标生物及人体的生殖毒性与遗传毒性研究进展[J]. 杨嘉辉,王安,杨秀鸿. 生态毒理学报, 2021(04)
- [2]烟嘧磺隆对Arthrobacter sp. DNS10生长及阿特拉津降解能力的影响与机制[D]. 邓世杰. 东北农业大学, 2021
- [3]Cd2+共存条件下黄菖蒲对阿特拉津的修复潜力及胁迫响应特征的研究[D]. 谢冬玉. 中南林业科技大学, 2021(01)
- [4]不同土壤中阿特拉津降解特征、降解基因分布及细菌群落演替规律[D]. 陈世宇. 浙江大学, 2021(01)
- [5]阿特拉津在不同类型土壤中的环境行为及其对大豆胁迫作用的差异[D]. 吴丹. 东北农业大学, 2020(05)
- [6]植物促生菌Pseudomonas chlororaphis PAS18调控狼尾草对阿特拉津胁迫的抗性与机制[D]. 姜夺. 东北农业大学, 2020(04)
- [7]两种农药对青鳉生长发育、抗氧化和bcl6b基因影响的研究[D]. 田淑新. 哈尔滨师范大学, 2020(01)
- [8]湖泊沉积物中阿特拉津的迁移转化及其生态毒理效应研究[D]. 瞿梦洁. 华中农业大学, 2019(02)
- [9]阿特拉津土壤污染的生物修复[D]. 刘畅. 沈阳化工大学, 2019(02)
- [10]桑沟湾除草剂生态风险评估及其对海草的生态毒理作用研究[D]. 高亚平. 中国科学院大学(中国科学院海洋研究所), 2018(11)