一、池塘水中草甘膦残留检测方法的研究（论文文献综述）
孟秀柔,宋青梅,王飞,唐守英,张钰萍[1]（2021）在《草铵膦和草甘膦在水环境中的行为和毒性效应研究进展》文中指出草铵膦和草甘膦均为灭生性广谱除草剂,具有低毒、高效的特点,是目前世界上使用最多的2种有机磷类除草剂,广泛应用于防除果园、非耕地等的杂草。在世界范围内广泛使用导致这2种农药越来越多地进入环境,尤其是水环境中。由于草铵膦和草甘膦在水中的溶解度大,且在水溶液中较稳定,目前在多地的水体中均检出2种农药残留。随着对草铵膦和草甘膦毒性研究的深入,有越来越多的研究结果显示这2种农药对水生生物存在一定的毒性。针对目前草铵膦和草甘膦在水体中的环境行为和毒性效应（包括对鱼类、藻类和其他水生生物的毒性效应）研究进展进行了总结,旨为草铵膦和草甘膦在水环境中的环境行为和对水生生物的毒性研究提供有益借鉴,为2种农药的合理使用提供参考。
徐莎莎[2]（2021）在《有机光敏剂对敌草腈光降解研究》文中提出本论文从天然产物、有机类化合物及无机化合物中寻找到无毒、高效并能够促进水中敌草腈光解的物质——没食子酸,本论文研究了在不同光源下没食子酸促进敌草腈光解情况,并探索了其对自然水体（稻田水、田沟水和池塘水）中敌草腈的光降解效果。同时构建了水环境中敌草腈光化学降解实验分析方法、邻氯苯甲腈、苯甲腈的液相检测方法。最后研究了没食子酸促进敌草腈降解的原理及光降解路线。实验结果总结如下:1、高压汞灯下,从天然产物、有机化合物及无机化合物中筛选出三种对敌草腈有促进光降解效应的物质分别为没食子酸、杨梅素和磷钨酸钠水合物。其中光降解效果最好的是没食子酸。同时测试了不同的光源下没食子酸对敌草腈光降解效果的影响,实验结果为:K高压汞灯>K紫外灯>K氙灯>K太阳光>K白炽灯>K蓝光灯。以高压汞灯为光源本论文筛选出没食子酸促进敌草腈光解最优条件:敌草腈和没食子酸摩尔比为1:25时,降解时间为4小时。本论文也研究了没食子酸在天然水体中（稻田水、田沟水及池塘水）中对敌草腈的降解效果,实验结果表明没食子酸在天然水体中对敌草腈光解也有较好的促进作用。最后本论文对没食子酸光降解敌草腈的途径进行了研究,实验结果表明敌草腈最终会光解为邻氯苯甲腈和苯甲腈。值得注意的是,敌草腈在自然条件下常会生成成剧毒的2,6-二氯苯甲酰胺（BAM）,但本论文通过采用没食子酸促进敌草腈的光解,避免了此降解产物的产生。2、没食子酸分子中含有酚羟基结构,光照条件下其氧化作用会使O-H键断裂,发生脱氢反应,生成大量的具有强还原性的氢自由基。氢自由基一方面会中和反应体系的羟基自由基,降低反应体系的氧化性,另一方面,还可以参与体系内的相关反应。在N,N-二甲基对亚硝基苯胺（PNDA）/没食子酸/敌草腈光解体系中随着光照时间的延长并没有检测到羟基自由基的产生。不同于以往氧化脱氯的反应机理,在敌草腈和没食子酸的光降解体系中,没食子酸会作为一种氢供体与敌草腈分子发生还原脱氯的取代反应,从而加快了敌草腈光化学降解的速率。
沈路遥,彭自然,何文辉,冯敏婕,戴习林[3]（2021）在《罗氏沼虾养殖塘草甘膦残留特征及生态风险评估》文中研究指明为了解罗氏沼虾养殖环境中草甘膦除草剂的残留特征及其生态风险,于2019年5—10月,对上海市金山区3口罗氏沼虾养殖塘养殖水、沉积物及塘埂土样品中草甘膦的质量浓度进行监测,并采用商值法对养殖水和沉积物中草甘膦的生态风险进行评估。结果显示:养殖周期内,养殖塘水中草甘膦的检出率为46.7%,最大残留质量浓度为57μg/L;虾塘沉积物及塘埂土中草甘膦的检出率分别为83.3%和77.8%,最大残留质量浓度分别为1 149μg/kg和5 057μg/kg。生态风险评估结果显示,养殖周期内养殖水中残留草甘膦对所选敏感生物的生态风险等级主要为无明显风险和中等风险,沉积物中残留草甘膦对所选敏感生物的生态风险等级主要为中等风险和低风险。研究表明,金山区罗氏沼虾养殖环境中草甘膦的残留水平与国内外其他地区相比处于中等水平,主要来源为塘埂除草时草甘膦除草剂的使用,养殖塘水及沉积物中残留草甘膦对罗氏沼虾养殖存在潜在风险。
赵宝广,闫彩燕,栾凤侠,曹宝祥,陶波[4]（2019）在《草甘膦的发展与环境安全性评价》文中提出近几年草甘膦一直处于国内外研究的热点,随着抗草甘膦转基因作物在世界各地的发展与推广,草甘膦的使用量与日俱增。草甘膦在环境中大量投放引起人们对其安全性高度重视。因此对草甘膦的发展、理化性质、作用机制、环境行为以及对生物的毒性作了总结,期望人们更好的了解与正确使用草甘膦除草剂。
李仙仙[5]（2019）在《《掩饰真相：关于除草剂、癌症和科学堕落的故事》（第三、四章）翻译实践报告》文中研究指明本文是一篇翻译实践报告。原文节选于凯里·吉勒姆（Carey Gillam）编着的《掩饰真相:关于除草剂、癌症和科学腐败的故事》（Whitewash:The Story of a Weed Killer,Cancer,and the Corruption of Science）中的第三、四章“抗草甘膦除草剂的推出”（The“Roundup Ready”Rollout）和“除草剂进入早餐”（Weed Killer for Breakfast）。原文通过大量的调查数据,揭露了美国孟三都公司推出的抗草甘膦除草剂非法垄断市场,以及内部政府对除草剂检测工作的不作为对人类造成的巨大危害。在翻译原文之前,译者首先分析了原文的语言特点,根据纽马克的文本类型理论确定原文为信息型文本,主要采用的翻译策略为交际翻译,并力图将该理论应用到翻译实践当中。本报告分为四部分。第一章简述翻译项目的背景、目标和意义等。第二章介绍原作相关背景。第三章简述纽马克的文本类型理论、语义翻译和交际翻译理论,指出译文将采用的翻译方法。第四章分析翻译难点与翻译方法。通过案例分析交际翻译是如何应用到本报告的长难句中。第五章总结在翻译过程中所得到的启发、教训和仍待解决的问题。
张石云,宋超,张敬卫,齐延凯,汪倩,陈家长[6]（2018）在《哈尼梯田稻鱼共作系统中除草剂的污染特征》文中研究指明稻鱼共作是中国稻田综合种养的重要推广模式,不仅能显着提高稻田经济效益,同时能有效保护梯田这一重要农业文化遗产。为了解稻鱼共作系统中除草剂的使用和污染特征,该研究选取云南哈尼梯田稻鱼共作系统,检测7种常见的除草剂（草甘膦、灭草松、利谷隆、莠去津、乙草胺、丁草胺和除草醚）在水和沉积物中的残留值。结果显示:水中检出草甘膦、灭草松、莠去津、乙草胺和除草醚5种除草剂,其检出率分别为100.00%、9.09%、72.73%、100.00%、100.00%和36.36%,其最大残留值为153.82、1.60×10-3、1.52×10-2、22.31、19.34和2.04×10-2μg/L。沉积物中检出莠去津、乙草胺和除草醚3种除草剂,其检出率分别为100.00%、80.00%和100.00%,最大残留值依次为10.91、50.01和4.52μg/kg。结果表明,草甘膦、莠去津和乙草胺为主要残留的除草剂。除草剂污染特征为梯田>水流汇合处>水源。生态风险评估结果显示,梯田内除草剂的综合生态风险为高风险,水流汇合处为中等风险,水源除草剂残留无明显生态风险;表明梯田内施用和残留的除草剂对周边水域环境存在潜在的风险,莠去津和乙草胺是该产地的生态风险贡献最大的除草剂。
钟桂娣[7]（2018）在《草甘膦对水生植物的生理影响及磷酸盐对其的缓解效应》文中指出草甘膦作为广谱性除草剂,在水域中检出率很高,而磷肥在农业的广泛使用以及含磷物质在工业、生活中的使用,磷可以广泛进入水体,草甘膦与磷营养盐存在于自然水体中,可能会影响水生生物的生理生化反应。目前,关于草甘膦对水生植物的影响研究还较少,而磷酸盐与草甘膦对水生植物的共同作用还没有相关研究。本文采用水培方法研究沉水植物黑藻（Hydrillaverticillatal（L.f.）Royle）与苦草（Vallisnerianatans（Lour.）Hara）在不同草甘膦浓度下（0、1、10、20、30、40、50、80mg/L）处理1天（D）与7天（D）后的生理生化响应,探究黑藻与苦草对草甘膦的生态敏感性。另外,本文还研究了飘浮植物水鳖（Hydrocharis dubia（Bl.）Backer）在不同草甘膦浓度下（1、5、15mg/L）以及添加不同水平磷酸盐（0、50、100mg/L）后处理14D的生理生化响应,探究磷酸盐是否可以缓解水鳖草甘膦胁迫,为水生植物生态毒理学研究以及草甘膦的安全性评估提供理论依据。研究结果如下:（1）黑藻与苦草在实验1D后,黑藻可溶性蛋白质在低浓度下刺激增长,20mg/L显着高于对照,随后降到对照组水平,此外黑藻与苦草其余指标在1D并未表现明显变化。在实验7D后,黑藻可溶性蛋白质含量在各组差异不显着,而丙二醛（MDA）、叶绿素a、b、类胡萝卜素、总叶绿素含量以及过氧化氢酶（CAT）活性,在低浓度下显着增加,高浓度下减少。黑藻愈创木酚过氧化物酶（POD）活性显着增加,80mg/L达到最大值（1686.7±344.0U/g minFW）,叶绿素a/b随浓度升高而显着下降。对于苦草,在实验7D以后,可溶性蛋白质、叶绿素a、类胡萝卜素含量随着草甘膦浓度升高而显着降低,CAT活性仅在80mg/L的高浓度胁迫下受到显着抑制。POD活性、MDA、叶绿素b、总叶绿素含量以及叶绿素a/b在处理间均未达到显着水平。（2）经过14D的处理后,≥5mg/L草甘膦显着降低水鳖叶片数,而根长仅在5mg/L草甘膦处理下受到显着抑制,对鲜重、叶柄长度没有显着抑制作用。≥5mg/L草甘膦可以显着降低水鳖叶绿素含量,但是对于类胡萝卜素以及叶绿素a/b没有显着影响。≥5mg/L草甘膦浓度显着提高H202、莽草酸、脯氨酸、可溶性蛋白质含量,MDA仅在5mg/L草甘膦浓度下显着提高。超氧化物歧化酶（SOD）和抗坏血酸过氧化物酶（APX）在所有处理下都显着高于对照,CAT在≤5mg/L草甘膦处理下显着高于对照,POD则在≥5mg/L草甘膦处理下显着升高,多酚氧化酶（PPO）仅在5mg/L草甘膦条件下显着上升。磷酸盐（50-100mg/L）加入后,与单一草甘膦处理对比,磷酸盐对水鳖生长指标无显着影响,50mg/L磷酸盐显着提高1mg/L草甘膦处理的水鳖的叶绿素a、b以及总叶绿素含量,但是1OOmg/L对色素含量无显着影响。磷酸盐加入使草甘膦处理的水鳖MDA、莽草酸、可溶性蛋白质含量以及CAT活性维持在对照水平,显着减少≥5mg/L草甘膦处理的水鳖的H202和脯氨酸含量,显着降低5mg/L草甘膦处理的水鳖的POD、APX以及PPO活性,100mg/L磷酸盐显着降低所有浓度处理下的水鳖的SOD活性。综上,苦草与黑藻对草甘膦的响应不同,草甘膦在低浓度下刺激黑藻生长,高浓度引起抗氧化应激反应。苦草在0-80mg/L草甘膦处理下并未引起氧化应激反应,但是在高浓度下蛋白质及色素合成可能受阻,黑藻对草甘膦的敏感度高于苦草。草甘膦（≤15mg/L）可以引起水鳖氧化应激反应,对水鳖生长产生一定的影响。磷酸盐添加可以缓解了草甘膦对水鳖产生的氧化应激反应（减少膜脂过氧化,酶活性降低,H202、脯氨酸、可溶性蛋白质含量）,磷酸盐可以缓解草甘膦对水鳖的毒害作用。
吴萍[8]（2017）在《三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的环境行为研究》文中指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。
李永伟[9]（2017）在《环境样品中草甘膦检测的衍生化试剂综述》文中进行了进一步梳理指出了草甘膦具有强极性、缺少发色团和荧光团等性质,在很多仪器上无法直接检测,需要衍生化。综述了国内外环境样品中草甘膦前处理过程中衍生化研究的进展,探讨了草甘膦使用不同衍生化试剂的回收率和检出限,为进一步优化草甘膦衍生化方法提供参考。
龚勇青[10]（2017）在《液相色谱串联质谱法分析生活饮用水中草甘膦》文中研究说明本方法利用9-芴基甲基三氯甲烷[9-Fluorenylmethylchloro-formate（FMOC-Cl）]衍生化反应后,用液相色谱串联质谱法分析。在0.05mg/L和0.10mg/L两个添加水平下,该方法的回收率为88.0%102%,精密度RSD为3.52%5.85%,检出限最低达到0.002mg/L,远低于国家生活饮用水限量标准,适用于饮用水中草甘膦的检测。
二、池塘水中草甘膦残留检测方法的研究（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、池塘水中草甘膦残留检测方法的研究（论文提纲范文）
（1）草铵膦和草甘膦在水环境中的行为和毒性效应研究进展（论文提纲范文）
| 1 概述(Summary) |
| 1.1 草铵膦概述 |
| 1.2 草甘膦概述 |
| 2 2种除草剂在水体中的环境行为(Environmen-tal behavior of two herbicides in water) |
| 2.1 草铵膦在水环境中的行为研究 |
| 2.1.1 草铵膦在水环境中的迁移 |
| 2.1.2 草铵膦在水体中的降解 |
| 2.2 草甘膦在水环境中的行为研究 |
| 2.2.1 草甘膦在水环境中的迁移与分布 |
| 2.2.2 草甘膦在水环境中的富集 |
| 2.2.3 草甘膦在水体中的降解 |
| 3 2种除草剂对水生生态系统的毒性效应(Toxic effects of two herbicides on aquatic ecosystems) |
| 3.1 草铵膦对水生生态系统的毒性效应 |
| 3.1.1 草铵膦对浮游植物的毒性效应 |
| 3.1.2 草铵膦对浮游动物的毒性效应 |
| 3.1.3 草铵膦对鱼类的毒性效应 |
| 3.1.4 草铵膦对其他水生生物的毒性效应 |
| 3.2 草甘膦对水生生态系统的毒性效应 |
| 3.2.1 草甘膦对浮游植物的毒性效应 |
| 3.2.2 草甘膦对浮游动物的毒性效应 |
| 3.2.3 草甘膦对鱼类的毒性效应 |
| 3.2.3. 1 草甘膦暴露对斑马鱼的生殖毒性 |
| 3.2.3. 2 草甘膦暴露对斑马鱼的发育毒性 |
| 3.2.4 草甘膦对其他水生生物的毒性效应 |
| 4 结论与展望(Conclusion and prospect) |
（2）有机光敏剂对敌草腈光降解研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 术语及缩略语表 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 农药概述 |
| 1.1.1 除草剂概述 |
| 1.2 环境中农药的残留现状及其危害 |
| 1.2.1 环境中农药的残留现状 |
| 1.2.2 环境中农药的危害 |
| 1.2.3 环境中敌草腈的危害 |
| 1.3 环境中农药污染物的修复技术 |
| 1.3.1 化学修复 |
| 1.3.2 生物修复 |
| 1.3.3 生物与化学修复 |
| 1.3.4 光化学降解 |
| 1.3.4.1 影响光化学降解的因素 |
| 1.4 敌草腈与敌草腈的降解研究进展 |
| 1.4.1 敌草腈概述 |
| 1.4.2 敌草腈降解研究进展 |
| 1.5 有机光敏剂概述 |
| 1.5.1 有机光敏剂概述 |
| 1.5.2 光降解技术路线图 |
| 2 引言 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.2 仪器设备与光源 |
| 3.2.1 仪器设备 |
| 3.2.2 光源 |
| 3.3 标准液的配置 |
| 3.3.1 敌草腈标准溶液的配制 |
| 3.3.2 标准溶液的配制 |
| 3.3.3 敌草腈光解产物标准溶液的配制 |
| 3.3.4 4-Cz IPN、4-萘黄酮、4-溴苯基黄酮的合成方法 |
| 3.3.5 对没食子酸进行修饰,探索对敌草腈有更优降解效果的光敏剂 |
| 3.3.6 PNDA标准溶液的配制 |
| 3.4 相关仪器检测条件 |
| 3.5 计算方法 |
| 3.6 敌草腈光降解研究 |
| 3.6.1 探索对敌草腈有降解效果的光敏剂 |
| 3.6.2 高压汞灯条件下筛选对敌草腈有最优降解效果的光敏剂 |
| 3.6.3 不同光源下没食子酸对敌草腈的光降解影响 |
| 3.6.4 汞灯下筛选没食子酸量对敌草腈的光降解影响 |
| 3.6.5 敌草腈初始浓度的筛选 |
| 3.7 硝酸根对纯水体系没食子酸促进敌草腈的光降解影响 |
| 3.8 三氯化铁对反应体系中没食子酸促进敌草腈的光降解影响 |
| 3.9 研究没食子酸对天然水体中的敌草腈的光降解影响 |
| 3.10 反应体系中羟基自由基测定实验 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 有机光敏剂对纯水中敌草腈光解的敏化作用 |
| 4.1.1 高压汞灯下不同的光敏剂对敌草腈的光降解效应 |
| 4.1.2 高压汞灯条件下光敏剂对敌草腈的光降解效应 |
| 4.1.3 不同光源条件下没食子酸对敌草腈的光降解效应 |
| 4.1.4 高压汞灯作用下不同浓度没食子酸对敌草腈的光降解效应 |
| 4.1.5 高压汞灯作用下没食子酸对不同初始浓度敌草腈的光降解效应 |
| 4.2 硝酸根离子对没食子酸促进敌草腈光解的影响 |
| 4.3 三价铁离子对没食子酸促进敌草腈光解的影响 |
| 4.4 不同灯源照射下没食子酸对自然水体中敌草腈的光解影响 |
| 4.5 探讨敌草腈光化学降解效应的作用机理 |
| 4.5.1 敌草腈的光降解机制的研究 |
| 4.5.2 没食子酸衍生物对敌草腈的光降解效应 |
| 4.5.3 敌草腈降解产物的分析及鉴定 |
| 4.5.4 探讨没食子酸对敌草腈光化学降解途径 |
| 5 讨论 |
| 5.1 光降解过程中没食子酸对敌草腈的光降解效应 |
| 5.2 多酚类物质促进敌草腈光解及其抗氧化活性关系 |
| 5.3 多酚类物质应用于水体环境中的敌草腈光降解的实际意义 |
| 6 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（3）罗氏沼虾养殖塘草甘膦残留特征及生态风险评估（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂和仪器 |
| 1.2 样品采集 |
| 1.3 测定方法 |
| 1.4 质量控制与质量保证 |
| 1.5 生态风险评价 |
| 2 结果 |
| 2.1 草甘膦残留状况 |
| 2.2 草甘膦来源分析 |
| 2.3 草甘膦生态风险评估 |
| 3 结论 |
（4）草甘膦的发展与环境安全性评价（论文提纲范文）
| 1 草甘膦的开发与应用 |
| 2 草甘膦的理化性质 |
| 3 草甘膦的作用机制 |
| 4 草甘膦的剂型 |
| 4.1 草甘膦水剂 |
| 4.2 草甘膦水溶性粒剂 |
| 5 草甘膦的环境行为特征 |
| 5.1 草甘膦的残留分析 |
| 5.2 草甘膦在土壤中的行为 |
| 5.2.1 草甘膦在土壤中的吸附-解吸行为 |
| 5.2.2 土壤中草甘膦的降解 |
| 5.2.3 草甘膦在土壤中的迁移及淋溶 |
| 6 草甘膦对环境生物的影响 |
| 6.1 草甘膦对土壤生物的影响 |
| 6.1.1 草甘膦对土壤微生物的影响 |
| 6.1.2 对土壤动物的影响 |
| 6.2 对水生生物和两栖类动物的影响 |
| 6.2.1 草甘膦对微藻类和其他水生微生物的影响 |
| 6.2.2 草甘膦对鱼类和其他水生动物的影响 |
| 6.3 对陆生生物的影响 |
| 7 展望 |
（5）《掩饰真相：关于除草剂、癌症和科学堕落的故事》（第三、四章）翻译实践报告（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| Acknowledgements |
| Chapter 1 Introduction |
| 1.1 Significance of the Project |
| 1.2 Structure of the Report |
| Chapter 2 About the Source Text |
| 2.1 Main Content of the Source Text |
| 2.2 Language Features of the Source Text |
| Chapter 3 Newmark’s Approach to Translation |
| 3.1 Peter Newmark’s View on Text Typology |
| 3.2 Semantic Translation and Communicative Translation |
| Chapter 4 Translation Difficulties and Solutions |
| 4.1 Translation Difficulties |
| 4.1.1 Terminology |
| 4.1.2 Long Complex Sentences with Clauses and Parenthesis |
| 4.2 Translation Strategies Adopted to Solve the Translation Difficulties |
| 4.2.1 Semantic Translation for Translating Terminology |
| 4.2.2 Communicative Translation for Translating the Long Complex Sentences |
| 4.2.2.1 Division |
| 4.2.2.2 Inversion |
| Chapter 5 Conclusion |
| References |
| AppendixⅠ Source text |
| AppendixⅡ 中文译文 |
（6）哈尼梯田稻鱼共作系统中除草剂的污染特征（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 样点描述 |
| 1.2 材料与试剂 |
| 1.3 仪器设备 |
| 1.4 样品前处理 |
| 1.4.1 样品预处理 |
| 1.4.2 水样前处理 |
| 1.4.3 土样前处理 |
| 1.5 仪器分析条件 |
| 1.5.1 液质联用仪分析条件 |
| 1.5.2 液相色谱分析条件 |
| 1.5.3 气相色谱柱分析条件 |
| 1.6 数据处理 |
| 1.7 生态风险评价 |
| 1.8 质量控制与质量保证 (QA/QC) |
| 2 结果 |
| 2.1 水中除草剂的残留状况 |
| 2.2 沉积物中除草剂的残留状况 |
| 2.3 3种水体环境中除草剂的生态风险评价 |
| 3 讨论 |
| 3.1 除草剂污染特征 |
| 3.2 除草剂的来源分析 |
| 3.3 除草剂风险分析 |
| 4 结论 |
（7）草甘膦对水生植物的生理影响及磷酸盐对其的缓解效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 草甘膦概述 |
| 1.1.1 草甘膦理化性质 |
| 1.1.2 草甘膦作用机理 |
| 1.1.3 草甘膦在植物中的吸收与转运 |
| 1.1.4 草甘膦用途及在环境中的行为 |
| 1.2 水生植物概述 |
| 1.2.1 水生植物概念 |
| 1.2.2 水生植物价值 |
| 1.3 草甘膦对植物影响 |
| 1.3.1 草甘膦对植物光合作用的影响 |
| 1.3.2 草甘膦对植物氧化应激的影响 |
| 1.3.3 草甘膦对植物渗透调节物质的影响 |
| 1.3.4 草甘膦对植物C代谢的影响 |
| 1.3.5 草甘膦对植物N代谢的影响 |
| 1.3.6 草甘膦对植物的毒物兴奋效应(hormesis) |
| 1.4 磷酸盐对植物的缓解效应 |
| 1.5 本文的主要研究内容以及意义 |
| 第二章 草甘膦对沉水植物黑藻与苦草的生理影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验设计 |
| 2.2.3 指标测定 |
| 2.2.4 数据处理 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 可溶性蛋白质含量 |
| 2.3.2 MDA含量 |
| 2.3.3 CAT活性 |
| 2.3.4 POD活性 |
| 2.3.5 光合色素含量 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 磷酸盐对水鳖草甘膦毒害的缓解效应 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 指标测定 |
| 3.2.4 数据处理 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 生长指标 |
| 3.3.2 光合色素含量 |
| 3.3.3 H_2O_2和MDA含量 |
| 3.3.4 莽草酸含量 |
| 3.3.5 抗氧化酶活性 |
| 3.3.6 可溶性蛋白质和脯氨酸含量 |
| 3.3.7 主成分分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 生长指标 |
| 3.4.2 光合色素 |
| 3.4.3 莽草酸 |
| 3.4.4 可溶性蛋白质和脯氨酸 |
| 3.4.5 H_2O_2,MDA和抗氧化酶活性 |
| 3.4.6 主成分分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 总结与展望 |
| 4.1 总结 |
| 4.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 研究生期间完成的论文情况 |
| 致谢 |
（8）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 |
（9）环境样品中草甘膦检测的衍生化试剂综述（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 气相色谱法 |
| 3 高效液相色谱法 |
| 4 毛细管电泳法 |
| 5 展望 |
（10）液相色谱串联质谱法分析生活饮用水中草甘膦（论文提纲范文）
| 1 实验方法 |
| 1.1 材料与仪器 |
| 1.2 测试方法 |
| 1.3 测试条件 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 典型色谱图 |
| 2.2 标准曲线及检出限 |
| 2.3 方法的精密度和准确度 |
| 3 结论 |
四、池塘水中草甘膦残留检测方法的研究（论文参考文献）
- [1]草铵膦和草甘膦在水环境中的行为和毒性效应研究进展[J]. 孟秀柔,宋青梅,王飞,唐守英,张钰萍. 生态毒理学报, 2021(03)
- [2]有机光敏剂对敌草腈光降解研究[D]. 徐莎莎. 安徽农业大学, 2021(02)
- [3]罗氏沼虾养殖塘草甘膦残留特征及生态风险评估[J]. 沈路遥,彭自然,何文辉,冯敏婕,戴习林. 上海海洋大学学报, 2021(05)
- [4]草甘膦的发展与环境安全性评价[J]. 赵宝广,闫彩燕,栾凤侠,曹宝祥,陶波. 大豆科技, 2019(04)
- [5]《掩饰真相：关于除草剂、癌症和科学堕落的故事》（第三、四章）翻译实践报告[D]. 李仙仙. 四川外国语大学, 2019(02)
- [6]哈尼梯田稻鱼共作系统中除草剂的污染特征[J]. 张石云,宋超,张敬卫,齐延凯,汪倩,陈家长. 环境科学与技术, 2018(S1)
- [7]草甘膦对水生植物的生理影响及磷酸盐对其的缓解效应[D]. 钟桂娣. 武汉大学, 2018(06)
- [8]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)
- [9]环境样品中草甘膦检测的衍生化试剂综述[J]. 李永伟. 绿色科技, 2017(20)
- [10]液相色谱串联质谱法分析生活饮用水中草甘膦[J]. 龚勇青. 科技资讯, 2017(29)