一、甲基对硫磷对红壤地区土壤微生物数量的影响（论文文献综述）
樊晶[1]（2021）在《对硫磷污染土壤的修复效果及酶效应研究》文中进行了进一步梳理对硫磷是一种高毒类有机磷广谱杀虫剂,其在上世纪60年代至90年代末被广泛用于水稻螟虫、棉铃虫、玉米螟等害虫的防治。该杀虫剂在土壤中难降解,生产场地中对硫磷农药的大量存在对土壤生物化学作用产生毒害,进而对土壤生态环境造成严重危害。物理化学联合修复常被用于有机磷农药污染土壤中,尤以微波活化过硫酸钠协同修复技术效果显着,但是修复后土壤性质的变化报道较少。为此本篇论文通过室内模拟方法,采用HPLC分析手段,研究了三种修复方法（过硫酸钠、微波、微波强化-过硫酸钠氧化协同修复）在两种土壤类型（红壤、滨海盐土）中对硫磷的残留量变化及修复效果,同时以荧光素二乙酸酯（FDA）水解酶活性作为土壤中对硫磷污染的生物活性监测指标,研究了三种修复方法修复土壤后其FDA水解酶活性的变化规律,并借助于统计分析探讨了不同修复方法对土壤FDA水解酶活性的影响,为合理评价对硫磷修复方法的生态毒理效应提供了技术支撑。主要获得以下结果:（1）对硫磷污染土壤过硫酸钠修复的最佳条件是过硫酸钠1 mol/L、时间90 min,红壤和滨海盐土中对硫磷减少不足20%;100℃和90 min微波修复后,滨海盐土和红壤的对硫磷的去除率达62.29%和26.24%,滨海盐土的修复效果好于红壤;经微波强化-过硫酸钠氧化协同修复对硫磷污染后,红壤和滨海盐土最佳修复条件为过硫酸钠1mol L/L、温度100℃、时间90 min,修复率达90%。最终确定的对硫磷修复的最优条件为过硫酸钠浓度1 mol/L、微波温度100℃和修复时间90 min。（2）土壤中对硫磷的去除率和修复时间拟合,计算得到对硫磷去除10%时所需时间。其中过硫酸钠修复:9.89～256.23 min（红壤）和23.72～536.97 min（滨海盐土）;微波修复:0.81～95.84 min（红壤）和0.18～129.45 min（滨海盐土）;微波强化-过硫酸钠氧化协同修复:0.20～53.42 min（红壤）和0.07～129.51 min（滨海盐土）,可见复合修复可在最短时间内快速去除土壤中的对硫磷残留。（3）三种技术修复后,土壤FDA水解酶活性均随过硫酸钠、微波温度的升高和修复时间的延长而降低,均抑制了土壤FDA水解酶活性,尤以微波强化-过硫酸钠氧化协同修复抑制幅度最大。红壤和滨海盐土经复合修复后土壤FDA水解酶活性范围分别为0.46～36.77μg/g/h、0.14～34.85μg/g/h,降幅分别为98.75%和99.59%,修复后酶活性接近0,表明复合修复对土壤生物活性造成严重伤害。（4）土壤FDA水解酶活性与对硫磷残留量关系符合部分抑制模型（y=c（1+ax）/（1+bx））,揭示其间的机理为部分抑制作用。且计算获得三种方式修复后的生态剂量值ED10均小于修复前的ED10,红壤和滨海盐土三种修复技术修复后对硫磷轻度污染临界值分别为过硫酸钠修复:1.82 mg/kg和5.57 mg/kg;微波修复:10.88 mg/kg和4.92 mg/kg;复合修复:0.12 mg/kg和0.64 mg/kg,表明在三种修复技术中,使用复合修复技术后土壤FDA水解酶对对硫磷污染更加灵敏。（5）采用方差分析获得了修复条件和对硫磷对土壤FDA水解酶的影响,结果表明单一或复合作用均对土壤FDA水解酶造成显着的毒性影响,各修复条件之间均与对硫磷浓度产生交互作用,对土壤FDA水解酶活性的抑制作用加强。综上所述,可见三种修复方法中微波强化-过硫酸钠氧化协同修复对硫磷可达到快速修复目的,随着处理条件过硫酸钠、温度、修复时间的升高,土壤中对硫磷的去除率增加,但土壤FDA水解酶活性下降,土壤酶活性受到显着抑制,因此,要适量选择氧化剂浓度以及温度,同时也根据土壤类型的不同对修复条件做适当调整,以提高污染土壤的修复效果。最终为土壤污染的修复及高效利用提供重要依据,在理论和实际上具有一定意义。
李志恒[2]（2020）在《表面活性剂调控土壤有机污染物生物有效性的预测模型及应用》文中提出本文在调查分析农田土壤典型有机物污染特征及其影响因素的基础上,深入研究了阳离子表面活性剂阻控有机污染物在土壤-植物间迁移积累的微观机制,建立了相应的定量预测模型,发展了基于农艺过程的混合表面活性剂缓解阻控-增效修复有机污染农田土壤一体化新技术,为保障产地环境及其农产品安全提供技术支持。取得的主要结果如下:（1）阐述了超强台风“利奇马”对长三角农田土壤酞酸酯（PAEs）、多环芳烃（PAHs）和有机氯农药（OCPs）特征分布的影响。PAEs和PAHs的气/土分配系数较高,受湿沉降和土层扰动作用影响,台风后,96.5%点位（共228个）PAEs浓度增加;31.6%点位PAHs浓度减少,主要分布于台风上风向,68.4%点位浓度增加,主要分布于下风向。OCPs的气/土分配系数较低,湿沉降对其土壤浓度增加不明显,但台风改变土壤好氧-厌氧环境,促进土壤OCPs厌氧降解,全部点位浓度下降。（2）定量描述了作物体内典型有机污染物的浓度变化与其辛醇-水分配系数(Kow)的关系,并将其耦合至植物吸收积累有机污染物的限制分配模型中,进一步提高了预测精度,其中苯并芘预测误差由14.8%减少至6.7%。建立了阳离子表面活性剂阻控植物吸收积累有机污染物的预测模型,28种典型有机污染物的预测误差小于36.8%,为污染土壤安全农产品生产提供理论依据。（3）基于生物有效性调控,发展了混合表面活性剂缓解阻控-增效修复有机污染农田的一体化技术。农耕期,施加400 mg/kg质量比为4:1的CTMAB-Tween80表面活性剂,可显着降低土壤有机污染物生物有效态含量,作物体内有机污染物含量显着减少。休耕期,施加100 mg/kg质量比为1:1的SDBS-Tween80表面活性剂,并种植修复植物,显着增加了土壤有机污染物生物有效态含量,提高了降解菌属的相对丰度及相关功能基因的数量,有效促进了土壤有机污染物的去除。将一体化技术进行现场试验工程,结果表明,白菜和生菜体内PAHs含量分别减少了20.4%和43.8%,土壤PAHs去除率为69.1%,实现了污染土壤“边生产边修复”。
史陶中[3]（2019）在《南通嗜铜菌X1T（Cupriavidus nantongensis X1T）对六种有机磷杀虫剂的降解研究》文中进行了进一步梳理有机磷农药为人类农业增产增收做出了巨大贡献,但是由于其不科学的大量使用,造成生态环境问题,危及人类健康。因此,促进环境中有机磷农药的降解、修复受污染的生态环境显得非常迫切。微生物修复方法具有经济、高效、无二次污染、生态环境友好等优点,被认为是最具潜力的污染修复方法。本研究探讨南通嗜铜菌X1T菌对6种广泛使用的有机磷杀虫剂的降解能力与特性,并初步探讨了这6种杀虫剂的降解路径,主要结论如下:1.采用单因素试验方法优化菌株降解毒死蜱的条件,结果表明:（1）X1T菌降解毒死蜱的最适温度为37℃、最适pH值为7-9、最适接菌量为10%（OD600nm=0.6）;（2）不同浓度毒死蜱（5、50、100、500和1000 mg/L）作为底物时,X1T菌对其12 h降解率分别为100%、100%、92.8%、46.2%和39.1%。表明X1T菌能耐受高达1000 mg/L的毒死蜱;（3）粗酶液具有对毒死蜱的降解活性,但活性较相同菌量的菌体细胞活性小。2.X1T菌具有较为广泛的降解底物谱,能够快速降解甲基对硫磷、对硫磷、三唑磷、辛硫磷、杀螟松3,5,6-三氯-2-吡啶酚、对硝基苯酚、2-氯-4-溴苯酚、2,4-二氯苯酚和苯酚、。3.X1T菌对六种代表性有机磷农药（甲基对硫磷、三唑磷、毒死蜱、辛硫磷、水胺硫磷和丙溴磷）降解动力学结果表明:（1）X1T菌对甲基对硫磷、三唑磷、毒死蜱、辛硫磷、水胺硫磷和丙溴磷的降解过程符合一级动力学方程;（2）在水中50mg/L浓度下,X1T菌对的甲基对硫磷、三唑磷、辛硫磷降解速率最快,降解半衰期分别为8.5min、9.4min、44.6min,对毒死蜱、水胺硫磷和丙溴磷也具有很快的降解速率,降解半衰期分别为3.3h、10.2h和34.7h;4.在对映体水平上研究了 X1T菌对丙溴磷和水胺硫磷的降解,结果表明:（1）X1T菌对丙溴磷和水胺硫磷的降解具有明显的对映体选择性,X1T菌对（+）-丙溴磷降解速率明显快于（-）-丙溴磷,而R（-）-水胺硫磷降解速率明显快于S（+）-水胺硫磷;（2）X1T菌对50mg/L的Rac-水胺硫磷降解半衰期为10.2 h,在2h内R（-）-水胺硫磷降解率达100%,降解半衰期为0.3 h,而在2h内S（+）-水胺硫磷不降解,ES值为1,说明X1T菌对水胺硫磷的降解在R（-）-水胺硫磷降解完成之前具有绝对选择性。5.分析了 X1T菌降解甲基对硫磷、三唑磷、毒死蜱、辛硫磷、水胺硫磷和丙溴磷的代谢中间产物,对X1T菌降解这6种有机磷农药降解途径进行了推测,结果表明:有机磷农药首先在有机磷水解酶（OPH）作用下水解为酚类物质,然后酚类物质产生积累或在2,4,6-三氯苯酚单加氧酶的作用下逐渐氧化（脱卤）,最后苯环或吡啶环开裂、矿化。综上所述,X1T菌对多种有机磷农药和酚类物质具有显着的降解活性和广泛的降解底物谱。X1T菌对有机磷农药的主要降解机制为:有机磷水解酶（OPH）催化有机磷农药的磷酸酯键水解,所产生的酚类化合物在2,4,6-三氯苯酚单加氧酶作用下,逐步氧化降解,最终苯环或吡啶环开环、矿化。本研究对于利用X1T菌修复有机磷农药污染环境具有重要的实际意义和理论指导意义。
吴萍[4]（2017）在《三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的环境行为研究》文中提出甲氧基丙烯酸酯类（strobilurins）杀菌剂是一类具有独特作用方式、环境友好性、显着增产和增效作用的杀菌剂品种,是继三唑类和苯并咪唑类杀菌剂之后的又一类农用杀菌剂。随着甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的市场份额逐步增长,该类杀菌剂的环境风险不容忽视。本文以嘧菌酯、醚菌酯和氰烯菌酯为研究对象,系统地研究了它们在水体、土壤、水-沉积物系统中的降解和迁移转化规律,研究了氰烯菌酯对水生生物嗜热四膜虫的毒性效应,为评价甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的使用安全性提供了科学参考数据。本论文研究了醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯的水解作用。结果表明,三种农药的水解速率为:醚菌酯>嘧菌酯>氰烯菌酯,其中醚菌酯水解较快,嘧菌酯和氰烯菌酯较难水解。碱性条件下有利于该类杀菌剂的水解,水解速率随温度升高而加快。中性条件下,氰烯菌酯平均活化熵为-256.29 J.mol-1·K-1,水解反应活化熵随温度升高而增加,表现出显着的相关性。采用人工氙灯作为光源,研究了三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水中的光解作用。水中醚菌酯和嘧菌酯光解半衰期分别为1.04 h和1.76 h,均属易光解农药;氰烯菌酯在水中光解半衰期为17.8 h,较难光解。氰烯菌酯光解速率和溶剂的极性无关,甲醇对氰烯菌酯的光解主要起促进作用,丙酮对氰烯菌酯则表现出光猝灭作用。腐殖酸对氰烯菌酯的光解起猝灭效应,光猝灭率与腐殖酸的浓度呈正相关。双氧水对氰烯菌酯光解起敏化效应,氰烯菌酯光解速度与双氧水浓度呈正相关性,当浓度为8.0 minol·L-1时,光解速率是氰烯菌酯单独光解的1.31倍。采用超高效液相-串联四级杆飞行时间质谱（UPLC/Q-TOF-MS/MS）技术,鉴定了三种农药水中的主要降解产物,推断出醚菌酯降解产物主要有KP1和KP2,嘧菌酯主要有6种水解产物和12种光解产物,氰烯菌酯降解产物主要有AP1、AP2和AP3。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂水中及水中光照条件下的降解主要是脱烷基、醚键断裂、羟基化和水解反应。在室内模拟条件下,研究了三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在江西红壤、东北黑土和太湖水稻土中的降解特性。研究结果表明,三种农药在土壤表面均较难光解,其光解速率顺序为:醚菌酯>嘧菌酯>氰烯菌酯。三种农药在汞灯条件下的降解速率远快于氙灯条件下,在水中光解远快于土壤表面光解。可见,光照强度和光解介质直接影响农药的光解速率。醚菌酯在不同土壤中的降解速率顺序为江西红壤>太湖水稻土>东北黑土,嘧菌酯为太湖水稻土>东北黑土>江西红壤,氰烯菌酯为东北黑土>太湖水稻土>江西红壤。醚菌酯在三种供试土壤中降解均较快,水解可能是其主要降解途径。嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤中的降解主要受土壤理化性质影响,有机质含量高、偏碱性的东北黑土和太湖水稻土更有利于其降解。对江西红壤中三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的降解产物进行超高效液相-串联四级杆飞行时间质谱鉴定,鉴定醚菌酯土壤降解产物有6种,嘧菌酯有AP3、AP4和AP7等4种,氛烯菌酯有7种,三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中降解主要发生脱烷基、水解和氧化等反应。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水-沉积物系统中降解半衰期均小于1个月,属于易降解农药。三种农药在厌氧水-沉积物系统中降解快于好氧条件下,这与其在土壤中的降解规律一致。此外,沉积物中有机质含量越高,越有利于该类农药的降解。采用振荡平衡法和土壤薄层层析法对三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的吸附/解吸和迁移行为进行了研究。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中吸附能力较差,其吸附强弱顺序均为东北黑土>太湖水稻土>江西红壤。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的吸附性与土壤有机质含量和CEC呈显着正相关。根据McCall分类法,三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在不同土壤中吸附自由能变化均小于40 kJ·mol-1,属物理吸附。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在东北黑土和太湖水稻土中的GUS值均小于1.8,不易淋溶;在江西红壤中,嘧菌酯GUS值大于2.8,属于易于淋溶性农药,氰烯菌酯GUS值为2.63,属于中等淋溶性农药。土壤薄层试验结果表明,醚菌酯在土壤中迁移性较差,嘧菌酯和氰烯菌酯在三种土壤中均属不移动级。吸附在东北黑土和太湖水稻土中的三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂较难解吸,在江西红壤中相对较易解吸,这与它们的吸附特性一致。总体上,三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的迁移性较弱。醚菌酯在土壤中的半衰期极短,不易对地下水造成污染,嘧菌酯和氰烯菌酯在环境中具有较强的稳定性,可能长期持留在土壤中。以嗜热四膜虫作为评估氰烯菌酯毒性作用的模型生物,通过电子显微镜成像和基因测序技术,对氰烯菌酯作用嗜热四膜虫的生长进行分析,以及对嗜热四膜虫转录组进行了大规模测序,探讨了氰烯菌酯的毒性分子作用机制。四膜虫在低浓度0.25、2.5和25 μM氰烯菌酯5天暴露浓度后,其生物量、体长、体宽和纤毛数均与对照组无明显变化。25 μM氰烯菌酯处理后的四膜虫共有1571个差异基因,且显着富集于87个GO term上,涉及生物代谢、生物调节、细胞组分合成、分解代谢等过程,氰烯菌酯对四膜虫的毒性影响可能主要与抑制四膜虫功能蛋白的合成、活性及含氮化合物的转化合成有关。暴露于氰烯菌酯中的四膜虫基因表达发生了显着的差异,主要体现在遗传信息调控和代谢途径等方面,同时,ABC-2转运家族蛋白基因的上调表明四膜虫可能通过上调外排泵来增加对氰烯菌酯的外排作用从而降低氰烯菌酯对自身的伤害。
高新林,夏英垚[5]（2014）在《土壤农药污染的生物监测研究综述》文中研究指明土壤微生物是农田生态系统重要组成部分,微生物的多样性是农业生产赖以生存的基础。本文就微生物对土壤农药污染的生物监测做一综述。
吕栋栋[6]（2013）在《嘧菌酯对不同土壤中的土壤酶和微生物活性的影响》文中认为嘧菌酯（Azoxytrobin）是一种甲氧基丙烯酸酯类广谱杀菌剂,其作用机制为抑制线粒体的呼吸作用,破坏病菌的能量合成。由于嘧菌酯具有杀菌广谱、持效期长、活性高、毒性低、对非靶标生物安全的特点,使其在新品种杀菌剂农药中拥有广阔的应用前景。现在嘧菌酯主要应用于果蔬、水稻、人参、谷物等作物,并对这些作物有很高的安全性。嘧菌酯可应用于作物的不同时期,既可用于种子处理、茎叶喷雾,也可应用于土壤处理。任何处理方式都会使嘧菌酯通过吸附、沉降等作用进入土壤环境,使其在土壤中产生残留,进而影响土壤环境。为了明确嘧菌酯对土壤生态环境的安全性,本研究分别以棕壤、红壤和黑土为研究对象,通过测定上壤酶、土壤微生物数量和活性,在室内模拟条件下,开展了嘧菌酯对三种土壤土壤酶和土壤微生物的影响研究。主要研究结果如下：1.研究了嘧菌酯分别对棕壤、红壤和黑土土壤脲酶活性的影响。结果发现嘧菌酯对红壤脲酶在处理前期具有抑制作用,高浓度嘧菌酯比低浓度嘧菌酯的抑制作用更强,处理后期脲酶活性又逐渐恢复。嘧菌酯对棕壤脲酶活性基本没有影响；对黑土脲酶活性影响也较小,在处理后期,lOmg·kg-1的嘧菌酯在处理第21d时对脲酶产生抑制作用。2.研究了嘧菌酯对三种土壤蛋白酶活性的影响。结果显示,嘧菌酯对棕壤蛋白酶活性产生先抑制后恢复的影响。嘧菌酯染毒在处理后期对黑土蛋白酶活性产生抑制作用。嘧菌酯对红壤蛋白酶活性无显着性影响。3.研究了嘧菌酯对三种土壤脱氢酶和过氧化氢酶活性的影响。结果显示,嘧菌酯对棕壤、红壤和黑土土壤脱氢酶活性均能产生抑制作用,并且抑制强度随着嘧菌酯浓度和处理时间的增加而增强。嘧菌酯对棕壤和红壤过氧化氢酶活性表现为“激活-恢复”的过程,28d后各处理组过氧化氢酶活性与对照组相近。嘧菌酯对黑土过氧化氢酶活性影响较小,在处理后期高浓度的嘧菌酯对过氧化氢酶产生一定的激活作用。4.采用平板计数方法测定了土壤中可培养微生物数量的方法来研究嘧菌酯染毒对土壤微生物的影响。结果显示,低剂量的嘧菌酯均能对棕壤细菌、真菌和放线菌数量产生抑制影响。嘧菌酯对黑土细菌、真菌和放线菌数量表现为“抑制-恢复”的影响作用。嘧菌酯对红壤细菌、真菌和放线菌的影响较小。5.研究了嘧菌酯染毒对三种土壤呼吸强度的影响。结果显示,嘧菌酯对棕壤和红壤土壤呼吸强度产生抑制影响,并且抑制作用随着嘧菌酯浓度和处理时间的增加而增大。嘧菌酯对黑土土壤呼吸表现为“抑制-恢复”的影响,28d后,黑土土壤呼吸强度逐渐恢复到对照水平。
杨琴[7]（2013）在《种植年限和农药对蔬菜日光温室土壤微生物数量及酶活性影响的研究》文中指出本文以露地菜田（CK）和种植2、4、6、11、13、16、19年的蔬菜日光温室土壤为研究对象，采用传统测定方法，系统研究了种植年限和常用农药（百菌清、吡虫啉和甲霜锰锌）对温室土壤微生物数量和土壤酶活性的影响，以期为日光温室土壤的可持续利用及农药使用的安全性评价提供基础的理论依据。主要研究结果如下：1.种植年限对日光温室土壤微生物数量及酶活性的影响（1）随种植年限的增加，土壤有机质和碱解氮含量呈现先增加后减少的趋势，在11年时达到最大值，分别比对照增加了35.6%和60.9%，达显着水平；全氮、全磷和全钾的含量随种植年限的增加呈现持续上升的趋势，在19年时达到最大值；速效磷和速效钾的变化趋势与有机质相似，在16年时达到最大值。（2）土壤中细菌、放线菌和微生物总数均呈现先增加后减少的趋势，在种植11年时达到最大值，与对照相比，分别增加了54.8%、63.7%和55.4%，达显着水平；而真菌数量持续上升，种植19年约为对照的2.2倍。（3）微生物生理类群中，纤维素分解菌、自生固氮菌、亚硝酸细菌、反硝化细菌和硫化细菌数量的变化趋势与细菌相似，种植11年分别为对照的1.5、1.6、1.9、1.4和1.1倍；而氨化细菌数量则呈现先减少后增加的趋势，在种植13年时达到最小值，仅为对照的56.0%。（4）土壤酶中脲酶、多酚氧化酶、蔗糖酶、蛋白酶、纤维素酶和碱性磷酸酶活性随种植年限的增加呈现先增强后减弱的趋势，而过氧化氢酶活性较稳定。（5）相关分析表明，土壤有机质、全氮、全钾和碱解氮与各微生物数量均呈正相关关系，达显着或极显着水平；全磷、速效磷和速效钾与真菌数量均达极显着水平。脲酶、多酚氧化酶、蛋白酶、纤维素酶和碱性磷酸酶与有机质均呈极显着正相关；多酚氧化酶与全氮呈显着正相关；脲酶、蔗糖酶和过氧化氢酶与全磷、速效磷和速效钾均呈负相关关系，但未达显着水平；多酚氧化酶、蛋白酶和纤维素酶与全钾和碱解氮均呈极显着正相关。细菌、放线菌和微生物总数与各土壤酶均呈正相关关系，达显着或极显着水平；而真菌数量与脲酶、蔗糖酶、过氧化氢酶和碱性磷酸酶均呈负相关关系，其中与过氧化氢酶达显着水平。2.农药对日光温室土壤微生物数量及酶活性的影响（1）百菌清处理对不同种植年限温室土壤细菌、真菌和放线菌均产生不同程度的抑制作用，其抑制率均随浓度的增大而增强，且真菌对百菌清最为敏感，细菌、放线菌次之。百菌清对土壤脲酶活性的抑制率随浓度的增大而增强，浓度相同时，抑制率随种植年限的增加呈现先增强后减弱的趋势；在中、低浓度时对蔗糖酶活性有激活的趋势，在高浓度时对蔗糖酶活性有抑制的趋势；对过氧化氢酶活性的影响表现为激活—抑制的趋势；对碱性磷酸酶活性的抑制作用较明显，其抑制率随浓度的增大而增强。（2）吡虫啉处理的细菌数量随浓度的增大呈现先抑制后激活再抑制的趋势；在低浓度时，对土壤真菌的生长有促进作用，之后随浓度的增大抑制作用增强；对放线菌的抑制作用总体随浓度的增大而增强。吡虫啉在低浓度时，对土壤脲酶和过氧化氢酶活性有促进的作用，在中、高浓度时，对其酶活性有抑制的作用；对蔗糖酶的抑制作用随浓度的增大而增强，在同一浓度时，抑制率随种植年限的增加呈现先增强后减弱的趋势；对碱性磷酸酶活性有较强的抑制作用，其抑制率基本随浓度的增大而增强。（3）甲霜锰锌处理的细菌数量随浓度的增大呈现先促进后抑制的趋势；对真菌生长的抑制作用较明显；对放线菌生长的影响表现为激活—抑制的趋势。甲霜锰锌对土壤脲酶活性的抑制作用基本随浓度的增大而增强；在农药用量为1.00mg/kg时，对蔗糖酶活性有促进的作用，在农药用量为1.40—4.50mg/kg时，对蔗糖酶活性有抑制的作用；过氧化氢酶活性随浓度的增加呈现先抑制后促进再抑制的趋势；碱性磷酸酶活性随浓度的增大呈现先促进后抑制的趋势。综上所述，为了维持蔬菜日光温室土壤的可持续利用，提高土壤肥力，降低土壤微生物对农药的抗药性，应适当控制连续种植的年限，最好在10年以内为宜，使土壤能够得到充足的缓冲时间，恢复土壤生产力。且在施用农药时，应选择适宜的用量，从而使蔬菜产业的经济、生态和社会效益得以全面提升。
孙金金[8]（2011）在《甲基对硫磷降解菌Sphingopyxis sp.DLP-2的生物学特性及Tnmpd的克隆和功能鉴定》文中进行了进一步梳理有机磷农药是一类应用范围广泛、高效广谱的杀虫剂,为农业增产增收带来保障的同时,也带来了一系列环境问题。污染环境的微生物修复因具有无二次污染等优点而得到广泛的关注。本文从分离甲基对硫磷降解菌着手,进而研究其生物学特性、降解特性、基因和基因簇的克隆分析及水平转移现象的验证,旨在为有机磷农药的微生物降解提供理论依据。采用富集培养法从农药厂废水处理池的活性污泥中分离到一株甲基对硫磷降解菌DLP-2。经形态特征、生理生化特征及16S rRNA基因序列相似性比较,初步将其鉴定为Sphingopyxis sp. （GenBank Accession NO. JF833116）。菌株DLP-2最适生长条件为：pH 7.0,温度30℃。菌株DLP-2降解甲基对硫磷的最适条件为：pH 7.0,温度30℃。与菌株的最适生长条件相一致。该菌在12 h内对50 mg·L-1MP的降解率达99%以上。但当其浓度达到100 mg·L-1时,仅可将MP降解为对硝基苯酚（PNP）可能由于累积的PNP对其有毒害作用所致。DLP-2对MP的降解与接种量呈正相关。DLP-2菌株对乙基对硫磷和辛硫磷降解效果达80%以上,对毒死蜱和杀螟硫磷降解效果为50%以上,对杀扑磷、甲基异柳磷和三唑磷降解能力较弱,其降解率低于20%。通过PCR的方法,从菌株DLP-2中克隆出完整的甲基对硫磷水解酶基因mpd,在线比对序列相似性表明其与已报道的mpd和mph基因同源性达到99%。将其基因构建到表达载体pET29a,并在E.coli BL21（DE3）中进行表达,得到了分子量符合预期大小的表达产物（35 KDa）。通过PCR的方法,从菌株DLP-2中扩增出包含mpd基因在内的基因簇Tnmpd,大小为4552 bp。通过在线进行序列比对分析,其与已报道的Tnmph基因序列相似性为99%（GenBank accession No.EF463103）。该基因簇包括mpd基因及其上下游各一个典型的移动元件IS6100,据此推测mpd基因可能具有在菌株之间进行水平转移的能力。为了验证mpd基因是否具有水平转移的能力,我们将Tnmpd连接到自杀性质粒pJQ200SK上,通过三亲结合,Tnmpd成功转移到受体菌Pseudomonas putida KT2440的染色体上,并使其具有了降解甲基对硫磷的能力。该结果对Tnmpd的水平转移能力进行了验证。并为其在基因强化生物修复有机磷污染环境中的应用提供了理论依据。
王方艳[9]（2011）在《二甲基二硫与氯化苦混用对连作土壤微生物群落结构的影响及其恢复动态研究》文中提出随着保护地高附加值经济作物的连年栽培,土传病害问题愈发突出,熏蒸剂也因此得以更广泛的应用。但鉴于熏蒸剂的广谱性,在杀死有害生物的同时,不可避免地对非靶标生物产生一定的影响。为明确熏蒸剂对土壤微生物群落结构的影响,本研究选取二甲基二硫（DMDS）与氯化苦1:1混用,采取传统平板法、BIOLOG方法和分子生物学的方法对土壤微生物群落进行了研究,初步明确了两种药剂混用对土壤微生物多样性的影响。DMDS与氯化苦1:1混用熏蒸处理后,当浓度达到68.34 mg·kg-1时即可达到很好的防治土传病原镰孢菌属和疫霉属的效果,而且持续112 d后,仍能达到很高的防治效果。浓度为683.36 mg·kg-1时,防效可以达到95%以上,但恢复培养28 d后出现了菌落数显着增加的现象,可能是由于高浓度处理导致了对土壤中微生物群落结构的破坏,致使微生物群落结构单一,优势菌显着增加。所以,DMDS与氯化苦1:1混用熏蒸处理防治土传病原真菌,在保证其防效的同时,应合理设置施用浓度。采用传统的平板培养法对DMDS与氯化苦1:1混用熏蒸处理后的土壤进行研究发现,浓度为68.34 mg·kg-1处理对土壤中细菌、真菌和放线菌即表现出明显的抑制作用,细菌群落在恢复培养3 d后恢复,而真菌和放线菌群落在恢复培养28 d后恢复。浓度为683.36 mg·kg-1处理时,土壤中细菌和放线菌群落在培养49 d时出现显着增加现象;真菌群落在培养28 d时显着增加,且增幅最大。所以,DMDS与氯化苦1:1混用熏蒸处理,浓度过高时对土壤中的真菌群落的影响最大。BIOLOG ECO微平板研究发现,当浓度达到68.34 mg·kg-1时,会抑制土壤微生物的生长,微生物的多样性也会受到不同程度的破坏。McIntosh指数显着低于对照,而Shannon指数、Simpson指数与对照无显着差异。浓度为683.36 mg·kg-1处理在恢复培养49 d时,AWCD值显着增长,与对照无显着性差异。McIntosh指数在恢复培养112 d时各处理与对照无显着性差异,表明此时微生物的对碳源的利用种类已无显着性差异。氯化苦与DMDS混用熏蒸,会降低微生物对碳源的利用,抑制微生物的生长,当浓度达到136.67 mg·kg-1后才会显着改变微生物对碳源的利用方式。经过一定时间的恢复培养后,这种影响会逐渐减弱,趋近于对照组的土壤微生物水平。采用PCR-DGGE技术手段对熏蒸处理后恢复培养0 d,49 d和112 d的土壤进行细菌群落的功能多样性分析。研究结果表明,DMDS与氯化苦1:1熏蒸处理,浓度到达68.34 mg·kg-1以上时的,会对土壤微生物的细菌群落结构产生一定的抑制作用。在恢复培养49 d后,这种影响逐渐减弱,直至恢复培养112 d,逐渐恢复至对照无显着性差异。土壤细菌群落的均匀度在整个熏蒸后恢复阶段无明显变化。
邵元元[10]（2011）在《百菌清、氰戊菊酯残留对落叶松林土壤微生物多样性影响》文中提出在农林生产中,长期而广泛地使用化学农药防治病虫害,在抑制病虫害种群数量的同时,不仅引起了有害生物的抗药性和病虫害的周期性爆发,也通过食物链的各级消费者进行富集和积累,抑制了有益生物的数量,导致森林生态系统中物种多样性的减少。农药作为一类有毒的化学品,大量地使用所带来的环境、生态问题日趋严重。土壤微生物是土壤生物的重要组成部分,是反映土壤质量的敏感性指标,当前已将其广泛用以评价农药等土壤污染物的生态毒性和生态安全性。本研究采用林间常量喷雾技术,在落叶松林中分别喷施百菌清与氰戊菊酯,运用气象色谱法研究2种农药在土壤中的残留动态,利用传统的稀释平板法和BIOLOG ECO微平板检测技术,分析落叶松林土壤微生物多样性的动态变化。评价百菌清、氰戊菊酯残留对落叶松人工林土壤微生物群落结构及功能多样性的影响。1.在5-10月间,土壤微生物三大类群的数量变化具有差异,表层与上层（0～10cm）土壤中细菌数量为先增后减,下层（10-20cm）土壤中的细菌数量呈逐渐减少的趋势；表层真菌数量呈逐渐增加的趋势；表层土壤中放线菌数量呈逐渐减少的趋势。2.青霉属（Penicillium sp）、曲霉属（Aspergillus sp.）、拟青霉属（Paecilomyces sp.）、毛霉属（Aspergillus sp.）、木霉（Trichoderma sp.）、镰刀菌（Fusarium sp.）为土壤真菌的优势种。Geobacillus thermoglucosidasius （55℃）、枯草芽孢杆菌（Bacillus subtilis）、红串红球菌（Rhodococcus erythropolis）、解淀粉芽孢杆菌（Bacillus amyloliquefaciens）、泡囊短波单胞菌（Brevendimonas vesicularis）、蜡样芽孢杆菌（Bacillus cereus）、红球菌属（Rhodococcus）、产酸克雷伯菌（Klebsiella oxytoca）、洋葱伯克霍尔德氏菌Burkholderia cepacia)为土壤细菌的优势种。3.落叶松林土壤的水解性氮含量、有效磷含量、速效钾含量、pH值及有机质含量随时间变化不具规律性。表层土壤微生物群落碳源平均颜色变化率（AWCD）的变化规律为8月>10月>5月>6月,上层（0～10cm）与下层（10～20cm）为8月>10月>6月>5月。10cm以上土壤中微生物的多样性指数H、丰富度指数S、均匀度指数E和下层（10～20cm）土壤的多样性指数H、丰富度指数S均呈先增后减的趋势。多样性指数H在表层最大、下层（10～20cm）最小,丰富度指数S为表层最大。4.百菌清喷施后末期对土壤微生物的活性效应显着,并且在百菌清作用中期（4MAT）时对表层土壤微生物碳源代谢功能多样性具有刺激作用。百菌清对阿城落叶松人工林土壤细菌数量具有抑制作用,而对放线菌为促进作用。喷施百菌清后,并没有提高群落的丰富度、物种优势度及均匀度；5.氰戊菊酯对土壤细菌和放线菌数量具有抑制作用；对土壤真菌数量无明显的抑制作用；氰戊菊酯对群落的丰富度、物种优势度及均匀度的影响不具规律性,对水解氮含量和表层有机质的含量具有抑制作用,对表层的有效磷含量和下层（10-20cm）有机质的含量具有促进作用。速效钾、土壤pH值与真菌数量呈正相关性,而放线菌数量与有机质含量显着负相关。6.与农药喷施初期相比,百菌清喷施后的2、4及12个月时的残留量均有不同程度的降低,2个月后降解速率最快,4个月后趋于平缓,12个月后是基本趋于稳定。氰戊菊酯的降解因土壤深度不同而存在差异,表层与下层（10～20cm）降解趋势基本一致,上层（0～10cm）土壤在2个月后残留最高、12个月后最低。
二、甲基对硫磷对红壤地区土壤微生物数量的影响（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、甲基对硫磷对红壤地区土壤微生物数量的影响（论文提纲范文）
（1）对硫磷污染土壤的修复效果及酶效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 引言 |
| 1.1 对硫磷农药概述 |
| 1.1.1 对硫磷简介 |
| 1.1.2 对硫磷污染状况 |
| 1.1.3 对硫磷危害 |
| 1.2 农药污染土壤修复研究进展 |
| 1.2.1 物理化学修复进展 |
| 1.2.2 植物修复技术进展 |
| 1.2.3 微生物修复技术进展 |
| 1.2.4 土壤污染修复的影响因素 |
| 1.3 土壤污染修复对土壤酶影响 |
| 1.3.1 土壤酶概述 |
| 1.3.2 对硫磷等农药对土壤酶的影响 |
| 1.3.3 污染土壤修复后土壤酶变化的研究 |
| 1.4 本论文的研究目的、意义及主要内容 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 不同技术对土壤对硫磷修复效果研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试土壤 |
| 2.2.2 试验方案 |
| 2.2.3 数据处理 |
| 2.3 结果分析 |
| 2.3.1 过硫酸钠修复对土壤对硫磷的修复效果 |
| 2.3.2 微波修复对土壤对硫磷的修复效果 |
| 2.3.3 微波强化-过硫酸钠氧化协同修复对土壤对硫磷的修复效果 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 对硫磷污染土壤修复后土壤FDA水解酶活性的变化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试土壤 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.2.3 数据处理 |
| 3.3 结果分析 |
| 3.3.1 过硫酸钠修复后土壤FDA水解酶活性变化 |
| 3.3.2 微波修复后土壤FDA水解酶活性变化 |
| 3.3.3 微波强化-过硫酸钠氧化协同修复后土壤FDA水解酶活性响应 |
| 3.4 三种修复技术与对硫磷对土壤FDA水解酶活性的交互作用 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 结论及展望 |
| 4.1 主要结论 |
| 4.1.1 不同修复技术下对硫磷的修复效果 |
| 4.1.2 不同修复技术修复后土壤FDA水解酶活性 |
| 4.2 主要创新点 |
| 4.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（2）表面活性剂调控土壤有机污染物生物有效性的预测模型及应用（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 农田土壤有机物污染及生物有效性调控研究进展 |
| 1 农田土壤有机污染物分布特征 |
| 2 农田土壤有机污染缓解阻控技术 |
| 2.1 土壤有机污染物的增强固定机制 |
| 2.2 植物吸收积累有机污染物的预测模型 |
| 2.3 表面活性剂阻控植物吸收积累有机污染物的预测模型 |
| 3 基于表面活性剂调控的农田土壤有机污染修复技术 |
| 3.1 有机污染物生物有效性与赋存形态的关系 |
| 3.2 表面活性剂对土壤有机污染物赋存形态的影响 |
| 3.3 表面活性剂增效微生物降解有机污染物 |
| 3.4 表面活性剂-植物协同强化微生物修复 |
| 4 存在问题 |
| 5 研究目标及思路 |
| 第二章 农田土壤有机污染物分布特征及影响因素 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验材料和仪器 |
| 1.2 实验方法和样品分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 农田土壤有机污染物的浓度水平和分布特征 |
| 2.2 自然因素对农田土壤有机物污染特征的影响 |
| 3 小结 |
| 第三章 阳离子表面活性剂阻控植物吸收有机污染物的微观机制及预测模型 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验材料和仪器 |
| 1.2 实验方法和样品分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 阳离子表面活性剂阻控植物吸收有机污染物的微观机制 |
| 2.2 土壤吸附系数、根部吸附系数以及生长转化系数的修订 |
| 2.3 阳离子表面活性剂阻控植物吸收有机污染物的模型验证 |
| 3 小结 |
| 第四章 基于生物有效性调控的农田土壤PAHs污染缓解阻控-增效修复一体化技术 |
| 1 实验部分 |
| 1.1 实验材料和仪器 |
| 1.2 实验方法和样品分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 混合表面活性剂对土壤中菲和芘赋存形态的影响 |
| 2.2 混合表面活性剂对菲和芘生物有效性的影响 |
| 2.3 混合表面活性剂对土壤微生物群落结构的影响 |
| 2.4 PAHs污染农田缓解阻控-增效修复一体化技术应用初探 |
| 3 小结 |
| 第五章 研究结果及创新点 |
| 1 主要结果 |
| 1.1 农田土壤有机物污染特征及影响因素 |
| 1.2 阳离子表面活性剂阻控植物吸收积累有机污染物的微观机制及预测模型 |
| 1.3 混合表面活性剂缓解阻控-增效修复有机污染农田的一体化技术 |
| 2 创新点 |
| 3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间完成的成果 |
（3）南通嗜铜菌X1T（Cupriavidus nantongensis X1T）对六种有机磷杀虫剂的降解研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 有机磷农药简介 |
| 1.2 有机磷农药的毒性及生态环境效应 |
| 1.3 有机磷农药的使用及污染现状 |
| 1.3.1 有机磷农药的发展与使用 |
| 1.3.2 有机磷农药的残留及污染现状 |
| 1.4 有机磷农药的污染修复 |
| 1.4.1 物理方法 |
| 1.4.2 化学方法 |
| 1.4.3 生物降解修复 |
| 1.5 手性农药与手性对映体选择性降解 |
| 1.6 嗜铜菌研究进展 |
| 第二章 引言 |
| 2.1 研究目的与意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 第三章 南通嗜铜菌X1~T对毒死蜱的降解 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 仪器设备 |
| 3.1.2 化学药品与培养基 |
| 3.1.3 菌种 |
| 3.1.4 X1~T菌对毒死蜱的降解 |
| 3.1.5 X1~T菌株粗酶液对毒死蜱的降解 |
| 3.1.6 仪器分析条件 |
| 3.1.7 数据分析与计算 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 初始接菌量对毒死蜱降解的影响 |
| 3.2.2 PH值对毒死蜱降解的影响 |
| 3.2.3 温度对X1~T菌降解毒死蜱的影响 |
| 3.2.4 不同底物浓度对X1~T菌降解毒死蜱的影响 |
| 3.2.5 粗酶对毒死蜱的降解效应 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 南通嗜铜菌X1~T的降解底物谱 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 菌种 |
| 4.1.2 培养基 |
| 4.1.3 化学试剂 |
| 4.1.4 主要仪器与设备 |
| 4.1.5 菌悬液的制备 |
| 4.1.6 X1~T菌对25种不同化合物的降解 |
| 4.1.7 X1~T菌对6种有机磷农药降解动力学 |
| 4.1.8 粗酶液对4种有机磷农药的降解效应 |
| 4.1.9 不同化合物的检测条件 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 X1~T菌对25种化合物的降解效应 |
| 4.2.2 X1~T菌对6种有机磷农药的降解动力学 |
| 4.2.3 粗酶液对4种有机磷农药的降解效应 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 南通嗜铜菌X1~T对丙溴磷和水胺硫磷对映体选择性降解效应 |
| 5.1. 材料与方法 |
| 5.1.1 菌种来源 |
| 5.1.2 培养基 |
| 5.1.3 化学试剂与药品 |
| 5.1.4 主要仪器与设备 |
| 5.1.5 丙溴磷手性对映体的制备 |
| 5.1.6 丙溴磷手性对映体的旋光性测定 |
| 5.1.7 丙溴磷和水胺硫磷的手性对映体拆分 |
| 5.1.8 丙溴磷和水胺硫磷对映体流出顺序 |
| 5.1.9 丙溴磷和水胺硫磷在水中的添加回收试验 |
| 5.1.10 菌悬液制备 |
| 5.1.11 X1~T菌对丙溴磷和水胺硫磷手性对映体的降解动力学 |
| 5.1.12 粗酶液对水胺硫磷的降解 |
| 5.1.13 仪器分析条件 |
| 5.1.14 丙溴磷和水胺硫磷对映体手性分析(ER值测定) |
| 5.1.15 结果计算及数据分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 丙溴磷手性对映体的制备 |
| 5.2.2 丙溴磷手性对映体的旋光度测定 |
| 5.2.3 丙溴磷和水胺硫磷手性对映体的分离 |
| 5.2.4 丙溴磷和水胺硫磷各手性对映体流出顺序 |
| 5.2.5 丙溴磷和水胺硫磷手性对映体添加回收率 |
| 5.2.6 X1~T菌对丙溴磷和水胺硫磷的降解动力学 |
| 5.2.7 粗酶液对水胺硫磷的降解效应 |
| 5.2.8 丙溴磷和水胺硫磷对映体手性分析(ER值) |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 结论 |
| 第六章 南通嗜铜菌X1~T对几种有机磷农药的降解代谢途径 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 菌株 |
| 6.1.2 培养基 |
| 6.1.3 药品与试剂 |
| 6.1.4 仪器设备 |
| 6.1.5 菌悬液制备 |
| 6.1.6 X1~T菌对毒死蜱等6种有机磷农药的降解 |
| 6.1.7 代谢产物测定 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 毒死蜱代谢产物分析 |
| 6.2.2 X1~T菌对毒死蜱的代谢路径推测 |
| 6.2.3 甲基对硫磷代谢产物分析 |
| 6.2.4 X1~T菌对甲基对硫磷的代谢路径推测 |
| 6.2.5 水胺硫磷代谢产物分析 |
| 6.2.6 X1~T菌对水胺硫磷的代谢路径推测 |
| 6.2.7 辛硫磷代谢产物分析 |
| 6.2.8 X1~T菌对辛硫磷的代谢路径推测 |
| 6.2.9 三唑磷代谢产物分析 |
| 6.2.10 X1~T菌对三唑磷的代谢路径推测 |
| 6.2.11 丙溴磷代谢产物分析 |
| 6.2.12 X1~T菌对丙溴磷的代谢路径推测 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 结论 |
| 第七章 结论与创新性 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新性 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 在学期间发表的学术论文和参与的项目 |
（4）三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的环境行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究目的和意义 |
| 1.2 国内外研究动态 |
| 1.2.1 复合污染 |
| 1.2.2 农药混用后的环境行为 |
| 1.2.3 农药的环境效应 |
| 1.2.4 原生动物四膜虫在环境毒理学中的应用 |
| 1.3 三种甲氧基丙烯菌酯类杀菌剂研究现状 |
| 1.3.1 醚菌酯 |
| 1.3.2 嘧菌酯 |
| 1.3.3 氰烯菌酯 |
| 第二章 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水中的降解 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 仪器与设备 |
| 2.2.2 试剂 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 缓冲溶液和农药标准溶液配制 |
| 2.3.2 水解实验 |
| 2.3.3 光解实验 |
| 2.3.4 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯的分析方法 |
| 2.3.5 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂水中降解产物分析 |
| 2.3.6 数据处理 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯的水解特性 |
| 2.4.2 pH对醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯水解作用的影响 |
| 2.4.3 温度对醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯水解作用的影响 |
| 2.4.4 氰烯菌酯水解反应的活化能和活化熵 |
| 2.4.5 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在水中的光降解 |
| 2.4.6 氰烯菌酯在有机溶剂中的光降解 |
| 2.4.7 H_2O_2和腐殖酸对氰烯菌酯光降解的影响 |
| 2.4.8 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水中可能的降解途径的分析 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的降解 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料 |
| 3.2.1 仪器与设备 |
| 3.2.2 试剂 |
| 3.2.3 试验土壤 |
| 3.3 试验方法 |
| 3.3.1 土壤表面光降解 |
| 3.3.2 土壤降解试验 |
| 3.3.3 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂土壤降解产物分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤表面的光降解 |
| 3.4.2 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤中的降解 |
| 3.4.3 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中可能的降解途径分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水-沉积物系统中的降解特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料 |
| 4.2.1 试剂 |
| 4.2.2 水-沉积物系统 |
| 4.2.3 仪器设备 |
| 4.3 试验方法 |
| 4.3.1 好氧试验方法 |
| 4.3.2 厌氧试验方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 醚菌酯在水-沉积物系统中的降解作用 |
| 4.4.2 嘧菌酯在水-沉积物系统中的降解作用 |
| 4.4.3 氰烯菌酯在水-沉积物系统中的降解作用 |
| 4.4.4 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水-沉积物系统中的分布特征 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的迁移 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验材料 |
| 5.2.1 仪器设备 |
| 5.2.2 试剂 |
| 5.2.3 供试土壤 |
| 5.3 试验方法 |
| 5.3.1 预试验 |
| 5.3.2 正式吸附试验 |
| 5.3.3 解吸试验 |
| 5.3.4 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的迁移性 |
| 5.3.5 数据处理 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 水土比选择 |
| 5.4.2 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤中的吸附 |
| 5.4.3 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤中的解吸特性 |
| 5.4.4 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的迁移 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 氰烯菌酯对嗜热四膜虫的毒性效应 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验材料 |
| 6.2.1 仪器设备 |
| 6.2.2 试剂及工具酶 |
| 6.2.3 细胞株 |
| 6.3 试验方法 |
| 6.3.1 标准溶液配制 |
| 6.3.2 四膜虫的培养 |
| 6.3.3 四膜虫氰烯菌酯24h暴露实验 |
| 6.3.4 四膜虫氰烯菌酯5d暴露实验 |
| 6.3.5 毒性效应评价 |
| 6.3.6 毒理机制研究 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 氰氛烯菌酯24h急性暴露 |
| 6.4.2 氰烯菌酯对种群数量的影响 |
| 6.4.3 氰烯菌酯对四膜虫形态的影响 |
| 6.4.4 转录组分析 |
| 6.4.5 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 全文结论 |
| 创新点 |
| 不足之处 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的文章 |
| 致谢 |
（5）土壤农药污染的生物监测研究综述（论文提纲范文）
| 1 农药对土壤的污染 |
| 2 农药污染对土壤微生物多样性的影响 |
| 3 利用农药污染对土壤微生物多样性进行监测 |
| 4 生物监测的应用前景 |
（6）嘧菌酯对不同土壤中的土壤酶和微生物活性的影响（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1. 引言 |
| 1.1 嘧菌酯的结构与理化性质 |
| 1.2 嘧菌酯的应用与危害 |
| 1.2.1 嘧菌酯的作用机理与特点 |
| 1.2.2 嘧菌酯的应用概况 |
| 1.2.3 嘧菌酯残留检测研究 |
| 1.3 土壤酶简介 |
| 1.4 土壤微生物简介 |
| 1.5 农药对土壤酶活性的影响 |
| 1.6 农药对土壤微生物的影响 |
| 1.7 本研究中土壤微生物数量和活性测定方法 |
| 1.7.1 平板计数实验 |
| 1.7.2 土壤微生物呼吸 |
| 1.8 本研究的背景、内容、方法和技术路线 |
| 1.8.1 本研究的背景 |
| 1.8.2 本研究的内容 |
| 1.8.3 本研究的方法 |
| 1.8.4 本研究的技术路线 |
| 2. 材料与方法 |
| 2.1 供试土样 |
| 2.2 药品试剂 |
| 2.3 仪器设备 |
| 2.4 主要溶液的配制 |
| 2.5 实验方法 |
| 2.5.1 土壤染毒方法 |
| 2.5.2 土壤酶的测定 |
| 2.5.2.1 脲酶的测定方法 |
| 2.5.2.2 蛋白酶的测定方法 |
| 2.5.2.3 脱氢酶的测定 |
| 2.5.2.4 过氧化氢酶的测定 |
| 2.5.3 土壤中微生物的计数 |
| 2.5.4 土壤呼吸测定 |
| 3. 结果与分析 |
| 3.1 土壤酶活性实验 |
| 3.1.1 嘧菌酯对土壤脲酶活性的影响 |
| 3.1.2 嘧菌酯对土壤蛋白酶的影响 |
| 3.1.3 嘧菌酯对土壤脱氢酶的影响 |
| 3.1.4 嘧菌酯对土壤过氧化氢酶的影响 |
| 3.2 嘧菌酯对土壤微生物数量的影响 |
| 3.2.1 嘧菌酯对土壤中细菌的影响 |
| 3.2.2 嘧菌酯对土壤中真菌的影响 |
| 3.2.3 嘧菌酯对土壤中放线菌的影响 |
| 3.3 嘧菌酯对土壤呼吸的影响 |
| 4. 讨论 |
| 4.1 嘧菌酯土壤酶的影响 |
| 4.1.1 嘧菌酯对土壤脲酶影响的研究 |
| 4.1.2 嘧菌酯对土壤蛋白酶影响的研究 |
| 4.1.3 嘧菌酯对土壤脱氢酶影响的研究 |
| 4.1.4 嘧菌酯对土壤过氧化氢酶影响的研究 |
| 4.2 嘧菌酯对土壤微生物数量影响的研究 |
| 4.3 嘧菌酯对土壤呼吸作用影响的研究 |
| 4.4 不足之处与展望 |
| 5. 结论 |
| 5.1 嘧菌酯对土壤酶的影响 |
| 5.1.1 嘧菌酯对上壤脲酶活性的影响 |
| 5.1.2 嘧菌酯对土壤蛋白酶的影响 |
| 5.1.3 嘧菌酯对土壤脱氢酶的影响 |
| 5.1.4 嘧菌酯对土壤过氧化氢酶的影响 |
| 5.2 嘧菌酯对土壤微生物数量的影响 |
| 5.3 嘧菌酯对土壤呼吸的影响 |
| 6. 创新之处 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（7）种植年限和农药对蔬菜日光温室土壤微生物数量及酶活性影响的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Summary |
| 第一章 前言 |
| 1.1 土壤微生物 |
| 1.1.1 土壤微生物的研究现状 |
| 1.1.2 土壤微生物与土壤养分的关系 |
| 1.2 土壤酶 |
| 1.2.1 土壤酶的研究现状 |
| 1.2.2 土壤酶活性与土壤养分的关系 |
| 1.2.3 土壤酶在土壤环境中的作用 |
| 1.3 土壤微生物与土壤酶活性之间的关系 |
| 1.4 农药对土壤生态系统的影响 |
| 1.4.1 三种常用农药简介 |
| 1.4.2 农药对土壤微生物的影响 |
| 1.4.3 农药对土壤酶活性的影响 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 供试土壤 |
| 2.2.2 供试农药 |
| 2.3 测定方法 |
| 2.3.1 土壤养分含量的测定 |
| 2.3.2 土壤微生物数量的测定 |
| 2.3.3 农药用量对土壤微生物数量影响的测定 |
| 2.3.4 土壤微生物生理类群的测定 |
| 2.3.5 土壤酶活性的测定 |
| 2.3.6 农药用量对土壤酶活性影响的测定 |
| 2.3.7 微生物多样性指数 |
| 2.4 数据处理 |
| 第三章 种植年限对日光温室土壤微生物数量及酶活性的影响 |
| 3.1 不同种植年限日光温室土壤养分的变化 |
| 3.2 不同种植年限日光温室土壤微生物区系的变化 |
| 3.3 不同种植年限日光温室土壤主要微生物生理类群的变化 |
| 3.4 不同种植年限日光温室土壤酶活性的变化 |
| 3.5 指标间的相关性 |
| 3.5.1 不同种植年限日光温室土壤养分与土壤微生物数量的相关分析 |
| 3.5.2 不同种植年限日光温室土壤养分与土壤酶活性的相关分析 |
| 3.5.3 不同种植年限日光温室土壤微生物数量与土壤酶活性的相关分析 |
| 第四章 农药对日光温室土壤微生物数量及酶活性的影响 |
| 4.1 百菌清对不同种植年限温室土壤微生物数量及酶活性的影响 |
| 4.1.1 百菌清对不同种植年限温室土壤微生物区系的影响 |
| 4.1.2 百菌清对不同种植年限温室土壤微生物多样性的影响 |
| 4.1.3 百菌清对不同种植年限温室土壤酶活性的影响 |
| 4.2 吡虫啉对不同种植年限温室土壤微生物数量及酶活性的影响 |
| 4.2.1 吡虫啉对不同种植年限温室土壤微生物区系的影响 |
| 4.2.2 吡虫啉对不同种植年限温室土壤微生物多样性的影响 |
| 4.2.3 吡虫啉对不同种植年限温室土壤酶活性的影响 |
| 4.3 甲霜锰锌对不同种植年限温室土壤微生物数量及酶活性的影响 |
| 4.3.1 甲霜锰锌对不同种植年限温室土壤微生物区系的影响 |
| 4.3.2 甲霜锰锌对不同种植年限温室土壤微生物多样性的影响 |
| 4.3.3 甲霜锰锌对不同种植年限温室土壤酶活性的影响 |
| 第五章 讨论与结论 |
| 5.1 种植年限对日光温室土壤微生物数量及酶活性的影响 |
| 5.2 农药对日光温室土壤微生物数量及酶活性的影响 |
| 5.3 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（8）甲基对硫磷降解菌Sphingopyxis sp.DLP-2的生物学特性及Tnmpd的克隆和功能鉴定（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号与缩略语说明 |
| 前言 |
| 第一章 文献综述 |
| 第一节 有机磷农药概述 |
| 1. 有机磷农药的化学结构及危害机理 |
| 2. 甲基对硫磷的性质及危害 |
| 3. 有机磷农药在环境中的降解方式 |
| 第二节 微生物降解有机磷农药的研究进展 |
| 1. 降解有机磷农药的微生物 |
| 2. 甲基对硫磷的代谢机理及途径 |
| 3. 甲基对硫磷水解酶MPH的结构与功能研究 |
| 4. 有机磷水解酶基因 |
| 5. 有机磷水解酶基因的水平转移 |
| 6. 微生物降解有机磷农药展望 |
| 第二章 甲基对硫磷降解菌的分离及生物学特性研究 |
| 1. 材料与方法 |
| 1.1 供试菌株、试剂及培养基 |
| 1.2 甲基对硫磷降解菌的分离 |
| 1.3 降解菌株的培养特征及生理生化鉴定 |
| 1.4 16S rRNA基因序列的扩增及测序 |
| 1.5 降解菌株系统发育地位的确定 |
| 1.6 菌体生长量的测定 |
| 2. 结果与讨论 |
| 2.1 甲基对硫磷降解菌的分离 |
| 2.2 降解菌株的菌落形态、生理生化特征 |
| 2.3 菌株DLP-2的16S rRNA基因序列扩增 |
| 2.4 菌株DLP-2的鉴定结果 |
| 2.5 环境条件对降解菌株DLP-2生长的影响 |
| 3. 小结 |
| 第三章 甲基对硫磷降解菌株DLP-2的降解特性研究 |
| 1. 材料与方法 |
| 1.1 培养基与试剂 |
| 1.2 供试菌株 |
| 1.3 菌体生长量的测定 |
| 1.4 有机磷农药及PNP的含量检测方法 |
| 1.5 种子液培养 |
| 2. 结果与讨论 |
| 2.1 甲基对硫磷降解、对硝基酚生成和菌株DLP-2生长的关系 |
| 2.2 甲基对硫磷起始浓度对菌株DLP-2降解甲基对硫磷的影响 |
| 2.3 pH值对菌株DLP-2降解甲基对硫磷的影响 |
| 2.4 温度对菌株DLP-2降解甲基对硫磷的影响 |
| 2.5 接种量对菌株DLP-2降解甲基对硫磷的影响 |
| 2.6 菌株DLP-2对其他几种有机磷农药的降解 |
| 3. 小结 |
| 第四章 有机磷水解酶基因(mpd)的克隆及表达 |
| 1. 材料和方法 |
| 1.1 培养基与试剂 |
| 1.2 菌株与质粒 |
| 1.3 菌体基因组DNA的提取 |
| 1.4 质粒DNA的小量提取 |
| 1.5 普通感受态细胞的制备 |
| 1.6 有机磷水解酶基因的引物设计和PCR扩增 |
| 2. 结果与讨论 |
| 2.1 PCR法克隆甲基对硫磷水解酶基因 |
| 2.2 序列测定与比较分析 |
| 2.3 mpd基因在E.coli BL21(DE3)中的表达 |
| 3. 小结 |
| 第五章 基因簇Tnmpd的扩增、分析及功能验证 |
| 1. 材料与方法 |
| 1.1 培养基与试剂 |
| 1.2 菌株与质粒 |
| 1.3 菌株基因组DNA和质粒的提取 |
| 1.4 有机磷农药及PNP的含量检测方法 |
| 1.5 基因簇的PCR扩增 |
| 1.6 PCR产物的TA克隆 |
| 1.7 基因序列的测定与序列分析 |
| 1.8 PCR产物的纯化及酶切 |
| 1.9 载体的制备 |
| 1.10 酶连及酶连产物的转化 |
| 1.11 三亲结合 |
| 1.12 受体菌降解性能的检测 |
| 2. 结果与讨论 |
| 2.1 Tnmpd基因簇的扩增和分析 |
| 2.2 序列测定与比较分析 |
| 2.3 重组质粒pJQ-Tnmpd的构建与转化 |
| 2.4 菌株KT2440/Tnmpd中mpd和Tnmpd基因的扩增 |
| 2.5 菌株KT2440/Tnmpd对甲基对硫磷的降解 |
| 3. 小结 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 附录一 文中所用培养基及试剂配方 |
| 附录二 相关DNA序列 |
| 附录三 攻读硕士学位期间发表或已接受的论文 |
| 致谢 |
（9）二甲基二硫与氯化苦混用对连作土壤微生物群落结构的影响及其恢复动态研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 土壤熏蒸剂的应用概况 |
| 1.1.1 用于土壤消毒的溴甲烷替代技术 |
| 1.1.2 用于溴甲烷替代的化学药剂 |
| 1.2 土壤微生物多样性概念 |
| 1.2.1 物种多样性 |
| 1.2.2 功能多样性 |
| 1.2.3 遗传多样性 |
| 1.3 土壤微生物群落多样性的影响因素 |
| 1.3.1 植被 |
| 1.3.2 土壤类型 |
| 1.3.3 温度与水分 |
| 1.3.4 耕作方式 |
| 1.3.5 施肥 |
| 1.3.6 农药 |
| 1.4 熏蒸剂对土壤微生物群落的影响 |
| 1.4.1 对土壤微生物量的影响 |
| 1.4.2 对土壤微生物多样性的影响 |
| 1.4.3 对土壤酶活性的影响 |
| 1.5 土壤微生物多样性的研究方法 |
| 1.5.1 传统微生物平板纯培养法 |
| 1.5.2 BIOLOG 法 |
| 1.5.3 磷脂脂肪酸分析法 |
| 1.5.4 分子生物学分析法 |
| 1.6 研究内容、目的及意义 |
| 1.6.1 研究的内容 |
| 1.6.2 研究的目的及意义 |
| 第二章 DMDS 与氯化苦1:1 混用对土传病原真菌的防治效果及其持效动态 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 药剂处理 |
| 2.1.3 测定指标 |
| 2.1.4 统计分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 DMDS 与氯化苦1:1 混用熏蒸对土传镰孢菌属的抑制及其恢复动态 |
| 2.2.2 DMDS 与氯化苦1:1 混用熏蒸对土传疫霉菌属的抑制及其恢复动态 |
| 2.3 小结 |
| 2.3.1 熏蒸后土传致病真菌镰孢菌属的数量变化 |
| 2.3.2 熏蒸后土传致病真菌疫霉菌属的数量变化 |
| 2.4 讨论 |
| 第三章 DMDS 与氯化苦1:1 混用熏蒸后对土壤微生物群落的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 药剂处理 |
| 3.1.3 测定指标 |
| 3.1.4 统计方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 DMDS 与氯化苦1:1 混用熏蒸对土壤中细菌种群数量的影响 |
| 3.2.2 DMDS 与氯化苦1:1 混用熏蒸对土壤中真菌种群数量的影响 |
| 3.2.3 DMDS 与氯化苦1:1 混用熏蒸对土壤中放线菌种群数量的影响 |
| 3.3 小结 |
| 3.3.1 熏蒸处理后土壤中细菌种群数量的变化 |
| 3.3.2 熏蒸处理后土壤中真菌种群数量的变化 |
| 3.3.3 熏蒸处理后土壤中放线菌种群数量的变化 |
| 3.4 讨论 |
| 第四章 DMDS 与氯化苦混用熏蒸对土壤微生物功能多样性的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 药剂处理 |
| 4.1.3 测定指标 |
| 4.1.4 统计分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 DMDS 与氯化苦1:1 混用熏蒸对土壤微生物群落中碳源利用的影响 |
| 4.2.2 DMDS 与氯化苦1:1 混用熏蒸对土壤微生物群落多样性指数分析 |
| 4.2.3 DMDS 与氯化苦1:1 混用熏蒸对土壤微生物碳源利用方式的主成分分析 |
| 4.3 小结 |
| 4.3.1 熏蒸对土壤微生物群落碳源利用的影响 |
| 4.3.2 熏蒸对土壤微生物群落多样性的影响 |
| 4.3.2 熏蒸对土壤微生物群落碳源利用方式的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 第五章 DMDS 与氯化苦混用熏蒸对土壤微生物遗传多样性的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 药剂处理 |
| 5.1.3 土壤总DNA 的提取与纯化 |
| 5.1.4 PCR 扩增 |
| 5.1.5 变性梯度凝胶电泳（DGGE）分析 |
| 5.1.6 DGGE 图谱分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 土壤总DNA 的提取与纯化 |
| 5.2.2 土壤中细菌16S rDNA V3 片段的PCR 扩增 |
| 5.2.3 土壤中细菌16S rDNA V3 片段的PCR 扩增后的DGGE 分析 |
| 5.3 小结 |
| 5.4 讨论 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 室内土传病原真菌的抑制效果及持效期 |
| 6.2 熏蒸处理对土壤中微生物群落物种的影响 |
| 6.3 熏蒸处理对土壤微生物功能多样性的影响 |
| 6.4 熏蒸处理对土壤微生物遗传多样性的影响 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（10）百菌清、氰戊菊酯残留对落叶松林土壤微生物多样性影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 土壤微生物多样性 |
| 1.2.1 土壤微生物物种多样性 |
| 1.2. 土壤微生物结构多样性 |
| 1.2.3 土壤微生物遗传多样性 |
| 1.2.4 土壤微生物功能多样性 |
| 1.3 农药残留对土壤微生物的影响 |
| 1.4 百菌清与氰戊菊酯残留 |
| 1.4.1 百菌清残留研究进展 |
| 1.4.2 氰戊菊酯残留研究 |
| 1.5 本研究的目的和意义 |
| 2 落叶松林下土壤微生物数量季节动态 |
| 2.1 研究地区概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样品的采集与处理 |
| 2.2.2 试验仪器与培养基 |
| 2.2.3 测定方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 可培养微生物类群及微生物总数量的动态变化 |
| 2.3.2 土壤理化性质的动态变化 |
| 2.3.3 AWCD与微生物群落多样性指数 |
| 2.3.4 土壤中优势菌鉴定 |
| 2.4 本章小结 |
| 2.4.1 结论 |
| 2.4.2 讨论 |
| 3 百菌清对土壤微生物群落多样性的影响 |
| 3.1 研究区概况 |
| 3.2 样地选取与样品采集 |
| 3.3 试验仪器与方法 |
| 3.3.1 试验仪器与培养基 |
| 3.3.2 测定方法 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 百菌清对土壤细菌数量的影响 |
| 3.4.2 百菌清对土壤真菌数量的影响 |
| 3.4.3 百菌清对土壤放线菌数量的影响 |
| 3.4.4 百菌清对土壤微生物群落功能多样性的影响 |
| 3.4.5 百菌清对土壤理化性质的影响 |
| 3.4.6 土壤微生物多样性与理化性质相关性分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 3.5.1 结论 |
| 3.5.2 讨论 |
| 4 氰戊菊酯对土壤微生物群落多样性的影响 |
| 4.1 样地选取与试验方案 |
| 4.2 试验仪器与方法 |
| 4.2.1 试验仪器与培养基 |
| 4.2 .2测定方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 氰戊菊酯对土壤细菌数量的影响 |
| 4.3.2 氰戊菊酯对土壤真菌数量的影响 |
| 4.3.3 氰戊菊酯对土壤放线菌数量的影响 |
| 4.3.4 氰戊菊酯对土壤微生物群落功能多样性的影响 |
| 4.3.5 氰戊菊酯对土壤微生物群落多样性指数的影响 |
| 4.3.6 氰戊菊酯对土壤理化性质的影响 |
| 4.3.7 土壤微生物多样性与理化性质的相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 4.4.1 结论 |
| 4.4.2 讨论 |
| 5 百菌清、氰戊菊酯在土壤中的残留与消解动态 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 主要仪器 |
| 5.1.3 农药喷施及样品采集方法 |
| 5.1.4 农药残留测定方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 土壤中百菌清残留量变化动态 |
| 5.2.2 土壤中氰戊菊酯残留量变化动态 |
| 5.3 本章小结 |
| 5.3.1 结论 |
| 5.3.2 讨论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
四、甲基对硫磷对红壤地区土壤微生物数量的影响（论文参考文献）
- [1]对硫磷污染土壤的修复效果及酶效应研究[D]. 樊晶. 西北农林科技大学, 2021
- [2]表面活性剂调控土壤有机污染物生物有效性的预测模型及应用[D]. 李志恒. 浙江大学, 2020
- [3]南通嗜铜菌X1T（Cupriavidus nantongensis X1T）对六种有机磷杀虫剂的降解研究[D]. 史陶中. 安徽农业大学, 2019
- [4]三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的环境行为研究[D]. 吴萍. 南京农业大学, 2017(07)
- [5]土壤农药污染的生物监测研究综述[J]. 高新林,夏英垚. 科技视界, 2014(02)
- [6]嘧菌酯对不同土壤中的土壤酶和微生物活性的影响[D]. 吕栋栋. 山东农业大学, 2013(08)
- [7]种植年限和农药对蔬菜日光温室土壤微生物数量及酶活性影响的研究[D]. 杨琴. 甘肃农业大学, 2013(04)
- [8]甲基对硫磷降解菌Sphingopyxis sp.DLP-2的生物学特性及Tnmpd的克隆和功能鉴定[D]. 孙金金. 南京农业大学, 2011(06)
- [9]二甲基二硫与氯化苦混用对连作土壤微生物群落结构的影响及其恢复动态研究[D]. 王方艳. 中国农业科学院, 2011(10)
- [10]百菌清、氰戊菊酯残留对落叶松林土壤微生物多样性影响[D]. 邵元元. 东北林业大学, 2011(10)