导读:本文包含了毒草胺论文开题报告文献综述及选题提纲参考文献，主要关键词:毒草胺,吸附,淋溶
毒草胺论文文献综述
孔德洋,许静,李屹,吴文铸,韩志华[1]（2012）在《除草剂毒草胺在土壤中的吸附和淋溶特性》一文中研究指出为研究毒草胺在土壤中的迁移特性,分别利用振荡平衡法和土柱淋溶法测定了毒草胺在不同土壤中的吸附和淋溶特性,并讨论了其影响因素.结果表明,毒草胺在3种供试土壤上的吸附特性能较好地用Freundlich吸附等温线拟合,吸附常数Kd为0.34—2.96 mg1-.nL.nkg-1,很难被土壤吸附,吸附与土壤有机质含量呈显着正相关.毒草胺在土壤中具有较强的淋溶性,淋溶速率:江西红壤>太湖水稻土>东北黑土,淋溶性强弱与毒草胺在土壤中的吸附性以及土壤粒径分布有关.(本文来源于《环境化学》期刊2012年11期）
姚小帆[2]（2012）在《曲拉通X-100和水溶性有机质对毒草胺在水—土壤—小麦中的运移影响》一文中研究指出土壤是农药在环境中的“仓库”,施入农田的农药大部分残留于土壤环境介质中。农药进入土壤后,通过化学、物理和生物的作用可与土壤牢固结合,对农业生产和环境造成危害。因此,研究农药在土壤环境中的迁移行为,对保护土壤-水体环境安全,实现土壤资源的合理利用具有重要意义。表面活性剂是一类在浓度较低时能降低溶剂表面张力和液-液界面张力及吸附性能的物质,其胶束和单体具有乳化、分散、增溶、起泡、润湿、洗涤等作用,广泛应用于工业、农业、建筑业、医药及日常生活中。水溶性有机质(DOM)是由很多有机化合物组成的复杂混合物,广泛存在于植物根系、有机废弃物、土壤、水环境中。由于土壤环境及水体中可能存在的表面活性剂和水溶性有机质,对农药残留在土壤中的迁移产生影响。因此,研究其对农药在土壤中的迁移行为具有极其重要的意义。本文在土壤中外源添加表面活性剂曲拉通X-100(Triton X-100)和水溶性有机质,通过土壤吸附解吸、土壤薄层层析、土壤淋溶试验和小麦幼苗吸收试验,以期研究表面活性剂曲拉通X-100(以下简称TX-100)和水溶性有机质对除草剂毒草胺在土壤中迁移性的影响。试验结果显示,加入浓度为0.5CMC和1.0CMC的TX-100溶液、浓度为60和120mgCL-1勺水溶性有机质溶液都能够抑制毒草胺在土壤中的吸附,促进毒草胺在土壤中的解吸。与对照组相比,TX-100浓度为0.5CMC和1.0CMC时,吸附试验的Freundlich吸附常数Kf值分别减少为原来的42.9%和40.6%；DOM浓度为60和120mgC L-1时,Kf值分别减少为原来的86.7%和89.2%。土壤薄层层析试验所得Rf值分别为0.731(0.5CMC组),0.763(1.0CMC组),0.791(1.5CMC组),0.741(DOM60mgC L-1组)和0.772(DOM120mgC L-1组),均大于对照组(0.710),说明TX-100和DOM能够促进农药毒草胺在土壤层面上的迁移。添加TX-100和DOM可以加大毒草胺在土壤中的淋溶性,使淋出率和峰值浓度增大。与对照相比,表面活性剂TX-100和DOM均能促进毒草胺在小麦幼苗地上和地下部分的富集,造成对小麦幼苗的伤害,地下部分的干重减少。添加TX-100和DOM,小麦地下向地上传导毒草胺的能力下降,即传导因子(TF)值降低,与对照相比,分别减少为对照的93.9%(0.5CMC组),84.9%(1.0CMC组),62.7%(1.5CMC组),16.3%(DOM60L-1组)和13.6%(DOM120mgC L-1组)。(本文来源于《南京农业大学》期刊2012-10-01）
孔德洋,吴文铸,许静,韩志华,单正军[3]（2012）在《毒草胺在环境中的降解特性研究》一文中研究指出毒草胺是一种被广泛应用的农药,其在环境中的降解特性备受关注。文章采用室内模拟试验方法,研究了毒草胺的光解、水解及土壤降解特性。研究结果表明,毒草胺在光强为2 370l x、紫外强度为13.5μW.cm-2的人工光源氙灯条件下,光解半衰期为2.5 h,较易光解。25℃时在pH值为5.0、7.0和9.0的缓冲水溶液中,降解半衰期分别为147.5、173.3和239.0 d;50℃时半衰期分别为15.2、27.0和42.3 d,结果显示温度对其降解速率影响较大,温度增加,水解速率明显加快,水解半衰期降低约6~10倍。该药在江西红壤中降解半衰期为46.5 d,在太湖水稻土、东北黑土中降解半衰期分别为6.4和7.9 d,比较容易降解,主要为微生物降解。结果表明毒草胺在水体中具有一定的稳定性,尤其在避光条件下难以降解。但在土壤中,比较容易被微生物降解。(本文来源于《生态环境学报》期刊2012年07期）
张家俊[4]（2012）在《土壤中除草剂毒草胺的迁移行为和阿特拉津对水稻幼苗生物毒性的研究》一文中研究指出除草剂在许多国家的农业生产中必不可少,集约化的农业生产方式使过去的十年间施入耕地的除草剂急剧增加。由于除草剂的迁移扩散,在世界范围内许多湖泊、河流及地下水中都检测到除草剂的存在。因此,土壤中残留的除草剂已成为生态环境污染的主要途径。在实际使用下,高残留和难降解的除草剂会在土壤和作物中积累,不仅会直接影响作物的品质,还会通过食物链威胁到人类的健康。除草剂被作物过量吸收后,会导致作物代谢紊乱,最终造成对作物的伤害。因此,研究除草剂在生态环境中的移动、毒性及作物对其适应机制显得尤为重要。农药毒草胺的水溶性约为700mg L-1。本文通过标准批量平衡法、土柱淋溶法和土壤薄层层析法,研究了毒草胺在浙江义乌土(YW)(29°18'N,120°4'E.)、江苏南京黄棕壤州J)(32°10'N,118°45'E.)和贵州铜仁土(TR)(27°43'N,109°11'E.)叁种不同地区土壤中的吸附-解吸及迁移行为。同时,研究了叁种不同地区土壤施用污泥和猪粪堆肥对毒草胺迁移行为的影响。吸附动力学研究结果表明,25±1℃时,毒草胺在NJ、TR和YW叁种土壤中达到吸附平衡的时间分别为7、15和11h。毒草胺在贵州铜仁土(TR)中吸附性最强而迁移性最小,而在浙江义乌土上吸附性最弱但迁移性最强。加入固体有机质后,叁种不同地区土壤对毒草胺的吸附性增大,迁移性变小,施入猪粪堆肥(PMC)后土壤对毒草胺的吸附能力比加入污泥(SL)后大。除草剂阿特拉津广泛应用于谷物类作物生产中。然而,阿特拉津的应用使同茬或后茬作物遭受污染和伤害的事件屡有发生。为此,本文采用水培盆栽方法研究了阿特拉津对水稻幼苗的毒性伤害。结果表明,在0.05、0.1、0.2、0.4和0.8mg L-1阿特拉津浓度范围内,水稻幼苗的生长量和叶绿素含量等指标与阿特拉津浓度呈负相关。水稻幼苗组织中硫代巴比妥酸反应物(TBARS)的含量在0.1～0.8mg L-1浓度阿特拉津处理时显着升高,在0.4mg kg-1阿特拉津处理下达到最高值。阿特拉津会处理导致水稻幼苗中活性氧的产生,组织化学原位检测表明,处理组的叶片中O2·-和H202的累积量增加,活性氧会导致脂质膜的过氧化损伤,甚至会导致细胞的程序性死亡(PCD)。为了解水稻幼苗对阿特拉津胁迫的响应,还研究了其抗氧化酶系活力的变化,包括超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化氢酶(CAT)、过氧化物酶(POD)、抗坏血酸过氧化物酶(APX)、谷胱甘肽还原酶(GR)、谷胱甘肽转移酶(GST)等。结果表明,在阿特拉津的胁迫下,水稻幼苗中SOD、CAT、POD、APX和GR酶活力被激活；同时,半定量反转录-聚合酶链式反应(RT-PCR)测定结果表明,GST-3,4,APX-2,3,GR-1,3和HO-1的基因表达均被诱导上调或下调。为了从分子水平上探讨阿特拉津对作物的影响,采用高通量测序法对水稻幼苗转录组进行大规模测序。构建了水稻茎叶和根系在阿特拉津处理(0.4mg L-1)和非处理(对照)下的四个基因表达文库(Root-Atr., Shoot-Atr., Root+Atr. and Shoot+Atr.).结果显示,四个表达文库的Clean tags测序量达到5,375,999～6,039,618个,其中Distinct tags分别达到为111,301～248,802个。通过对基因组的比对分析,四个库中比对上已注释的基因数为18,833～21,007个。在水稻幼苗根系和茎叶中分别筛选出对阿特拉津胁迫响应差异表达基因6,714和3,596个。进一步对差异表达基因进行Gene Ontology (GO)功能注释。在阿特拉津的诱导下,与代谢、基因表达和生物调节等过程相关的基因表达发生了较大的改变；Pathway显着性分析表明,在阿特拉津处理下,属于代谢和次生代谢物合成途径的基因表达也发生了改变。上述研究结果为后续研究毒物诱导的抗逆基因的调控机制表达提供了分析平台。最后,本论文对阿特拉津在水稻幼苗茎叶和根系组织中的积累量进行了研究。结果表明,在0.05,0.1,0.2,0.4和0.8mg L-1阿特拉津处理浓度下,地上部分阿特拉津的积累量高于地下部分,处理2d后,地上部分的生物富集因子(BCF)高于根部,且均随处理浓度增加而增加；迁移因子(TF)值与处理浓度呈现负相关。(本文来源于《南京农业大学》期刊2012-04-01）
瞿金荣[5]（2011）在《2,4,6-叁硝基苯酚衍生化β-环糊精键合硅胶表面毒草胺分子印迹材料的合成及其应用》一文中研究指出毒草胺是除了甲草胺和异丙甲草胺外在世界各地被大量使用的一种酰胺类除草剂。毒草胺学名为N-异丙基-N-氯乙酰苯胺,是一种高效、低毒的旱田、水田除草剂,对人、畜毒性较低,对皮肤有中等刺激性。可安全地用于大豆、玉米、花生、甘蔗、棉花和水稻等作物。杀草谱较广,对一年生单子叶禾本科杂草和许多阔叶杂草有效。随着近年来毒草胺使用量的不断增加,其残留药害及对水体、土壤等自然环境的污染,引起了世界各地人们的关注。因此,建立毒草胺的残留分析方法十分必要。目前,可用于毒草胺这一胺类除草剂的前处理方法的很多,如固相萃取技术、液液萃取等技术。但是这些方法中使用大量有机溶剂,或步骤繁琐,仪器和固相萃取柱昂责、对目标化合物选择性差,干扰物多等缺点。本文选用硅胶为载体,合成了2,4,6-叁硝基苯酚衍生化p-环糊精键合硅胶表面毒草胺分子印迹聚合物,并应用于环境样品中残留毒草胺检测的前处理。具体研究内容如下：1.分子印迹聚合物(MIP1)的制备。用γ-缩水甘油醚氧丙基叁甲氧基硅烷(GOTMS)作为“手臂”分子,在硅胶表面引入环氧丙基,当开环反应后,再修饰环糊精。以修饰后的2,4,6-叁硝基苯酚衍生化p-环糊精键合硅胶为载体,以毒草胺为模板分子,丙烯酸(AA)为功能单体,乙二醇二甲基丙烯酸酯(EDMA)为交联剂,甲醇和氯仿分别作为溶剂和致孔剂,偶氮二异丁腈(AIBN)为引发剂,在载体表面成功接枝了分子印迹聚合物薄层,即合成了表面分子印迹聚合物(MIP1).通过改变载体,分别又合成了另外2种分子印迹聚合物(MIP2和MIP3),并研究了3种分子印迹聚合物以及相应的非印迹聚合物之间的吸附效果差异性。2.通过红外光谱(FT-IR)和电镜扫描(SEM)研究了中间体和分子印迹聚合物的接枝情况以及外貌结构,由吸附实验和Langmuir方程分析表明,分子印迹聚合物MIP1对模板分子有着较好的吸附保留效果。选择草萘胺、扑草净和乙酰苯胺为对照,进行的选择性吸附实验表明,每克MIP1对模板分子毒草胺吸附可达6mg,而对其他3种化合物均2mg以下,证明合成的分子印迹聚合物(MIP1)对毒草胺有较好的选择性识别特性。3.将合成的分子印迹聚合物作为固相萃取剂填充到固相萃取小柱中,优化并建立了平衡、上样、淋洗、洗脱以及柱子回收等方法。通过调节上样水溶液的pH值、适宜的洗脱液并配合多步洗脱的方法,达到了毒草胺与其他3种化合物的初步分离。建立了检测水、土壤和大米环境样品中微量毒草胺的分子印迹固相萃取(MISPE)前处理和高效液相色谱方法。水样中添加浓度为0.1～1.0mgL-1,平均回收率为84.4～87.4%(RSD,3.39～6.06%);土壤样品中添加浓度为0.2～2.0mg kg-1,平均回收率为86.9-97.1%(RSD,3.52-5.82%);大米样品中添加浓度为0.2～2.0mg kg-1,平均回收率为82.5-94.2%(RSD,1.58～6.34%),均达到残留检测的要求。(本文来源于《南京农业大学》期刊2011-11-01）
李林,朱文达,王晶[6]（2011）在《10%毒草胺·苄嘧磺隆WP防除水稻直播田杂草的效果》一文中研究指出本试验研究了10%毒草胺·苄嘧磺隆WP对水稻直播田杂草的控制效果和对水稻产量的影响。试验结果表明,每公顷使用10%毒草胺·苄嘧磺隆WP有效成分90~150g对水稻直播田的稗草、鸭舌草、水马齿、陌上菜等均有良好的防治效果,综合鲜重防效达到92.83%~97.85%,显着优于对照药剂50%毒草胺WP和10%苄嘧磺隆WP。施用10%毒草胺·苄嘧磺隆WP能有效降低杂草对田间氮、磷、钾和水分的吸收,改善田间的光照和水肥条件,增产效果显着。(本文来源于《农田杂草与防控》期刊2011-08-01）
刘俊华[7]（2009）在《丁噻隆、毒草胺在土壤环境中的行为特性研究》一文中研究指出丁噻隆属于苯脲除草剂,是一种光合作用的抑制剂,在国外已成为常规除草剂。广泛应用于大麦、小麦、棉花、甘蔗、胡萝卜、田中防除一年生杂草。本论文研究了丁噻隆原药的吸附、淋溶和土壤降解等环境行为特性,为丁噻隆环境风险评价与环境污染控制提供相应的生态环境资料和科学依据。毒草胺属于氯乙酰胺类除草剂,是细胞分裂抑制剂,应用于玉米、棉花、大豆、花生、蔬菜田中防除一年生禾本科杂草及某些阔叶杂草。在国外,部分学者对其施用后的环境归趋进行了相关的研究,但在国内尚未见其相关报道。因此,有必要对其在我国典型土壤环境中的行为进行研究,以评价其可能产生的环境污染风险。第一,文献综述中详细介绍了农药在土壤中吸附和降解的研究方法、吸附机理、影响因素等,并对丁噻隆、毒草胺的性质、用途和国内外的研究状况进行了介绍和评述。第二,建立了高效液相色谱法测定土壤中丁噻隆、毒草胺的简易残留检测方法。丁噻隆、毒草胺测定采用甲醇：水=50：50为流动相。结果表明丁噻隆、毒草胺在各浓度水平的添加回收率分别为84.7%-102%,83.6%～89.7%,在土壤和水中的最小检测浓度分别为0.05mg/kg和0.05mg/L,符合现代农药残留分析要求。第叁,研究了丁噻隆、毒草胺在不同pH值和温度条件下的水解特性,对其在水溶液中的降解途径做了初步探讨。结果表明：丁噻隆在不同条件下的水解速率差异不大。丁噻隆在水溶液难降解,具有较强的化学稳定性。在酸性条件下水解率略高于碱性条件,总体来讲,酸度对其的水解作用影响较小。当pH=9时,温度对丁噻隆的水解速率有一定影响,温度增加,水解速率加快；其它条件下,温度的影响较小毒草胺在弱酸性(pH=5.0)或中性条件下,水解明显高于碱性条件。水解反应速率常数随温度的升高而增大,且其水解均能满足一级动力学方程。在常温下,毒草胺难降解。丁噻隆、毒草胺在3种不同类型土壤中的降解动力学特性结果表明：丁噻隆在江西红壤、东北黑土和太湖水稻土中的降解半衰期依次为111.8d、115.5d、91.2d,难降解。毒草胺的降解半衰期依次为46.5d、11.0d、6.4d,在有机质含量高的东北黑土中容易降解,主要是微生物降解。第四,分别采用振荡平衡法和柱淋溶法研究了丁噻隆在土壤中的吸附和淋溶特性及其影响因素,结果表明,丁噻隆在5种土壤上的吸附特性能较好的用线性吸附等温线拟合,吸附常数Kd值在0.19～2.87mL·g1之间,Kd<5,属难吸附农药。影响丁噻隆在土壤中吸附的因素主要是土壤有机质含量。有机质含量越高,吸附越强。丁噻隆在土壤中具有较强的淋溶性。第五,研究了毒草胺在土壤中的吸附,淋溶行为及影响因素,并与丁噻隆的吸附行为进行了比较,发现毒草胺与丁噻隆在土壤中的吸附和淋溶行为相似,不易被土壤持留,容易淋溶。(本文来源于《南京农业大学》期刊2009-12-01）
单炜力,胡琴[8]（2008）在《毒草胺原药的气相色谱分析方法研究》一文中研究指出本文采用气相色谱法,用HP-5(30m×0.32mm×0.25μm)毛细管柱,以邻苯二甲酸二甲酯为内标物,用氢火焰离子化检测器对毒草胺进行定性定量分析。结果表明,该分析方法的线性相关系数为0.9999,标准偏差为0.19,变异系数为0.19%,平均回收率为99.75%。(本文来源于《农药科学与管理》期刊2008年09期）
[9]（2007）在《美国拟修订除草剂毒草胺的限量法规》一文中研究指出2007年6月20日,美国EPA宣布拟修订除草剂毒草胺(propachlor)的联邦现行法规。当前,毒草胺(propachlor)的限量是针对毒草胺(propachlor)及其代谢物制定的,以毒草胺计。EPA确定残留问题为毒草胺(propachlor)(本文来源于《农化新世纪》期刊2007年11期）
[10]（2000）在《毒草胺》一文中研究指出毒草胺10%(50%)可湿性粉剂为选择性芽前除草剂,由江苏省常州农药厂生产。该药具有杀草谱宽、使用方便、对稻苗生长安全等优点,防除一年生禾本科杂草和某些阔叶杂草如稗草、鸭舌草、异型莎草、马唐、狗尾草、马齿苋、牛毛草等具有良好的效果。该药于水稻移栽后4～6天施药,每亩用50%可湿性粉剂200～300g制成毒土撒施,在保持水层3cm左右7天以上,用有效成分1500～2250g/hm~2。(本文来源于《农药市场信息》期刊2000年09期）
毒草胺论文开题报告
（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：
土壤是农药在环境中的“仓库”,施入农田的农药大部分残留于土壤环境介质中。农药进入土壤后,通过化学、物理和生物的作用可与土壤牢固结合,对农业生产和环境造成危害。因此,研究农药在土壤环境中的迁移行为,对保护土壤-水体环境安全,实现土壤资源的合理利用具有重要意义。表面活性剂是一类在浓度较低时能降低溶剂表面张力和液-液界面张力及吸附性能的物质,其胶束和单体具有乳化、分散、增溶、起泡、润湿、洗涤等作用,广泛应用于工业、农业、建筑业、医药及日常生活中。水溶性有机质(DOM)是由很多有机化合物组成的复杂混合物,广泛存在于植物根系、有机废弃物、土壤、水环境中。由于土壤环境及水体中可能存在的表面活性剂和水溶性有机质,对农药残留在土壤中的迁移产生影响。因此,研究其对农药在土壤中的迁移行为具有极其重要的意义。本文在土壤中外源添加表面活性剂曲拉通X-100(Triton X-100)和水溶性有机质,通过土壤吸附解吸、土壤薄层层析、土壤淋溶试验和小麦幼苗吸收试验,以期研究表面活性剂曲拉通X-100(以下简称TX-100)和水溶性有机质对除草剂毒草胺在土壤中迁移性的影响。试验结果显示,加入浓度为0.5CMC和1.0CMC的TX-100溶液、浓度为60和120mgCL-1勺水溶性有机质溶液都能够抑制毒草胺在土壤中的吸附,促进毒草胺在土壤中的解吸。与对照组相比,TX-100浓度为0.5CMC和1.0CMC时,吸附试验的Freundlich吸附常数Kf值分别减少为原来的42.9%和40.6%；DOM浓度为60和120mgC L-1时,Kf值分别减少为原来的86.7%和89.2%。土壤薄层层析试验所得Rf值分别为0.731(0.5CMC组),0.763(1.0CMC组),0.791(1.5CMC组),0.741(DOM60mgC L-1组)和0.772(DOM120mgC L-1组),均大于对照组(0.710),说明TX-100和DOM能够促进农药毒草胺在土壤层面上的迁移。添加TX-100和DOM可以加大毒草胺在土壤中的淋溶性,使淋出率和峰值浓度增大。与对照相比,表面活性剂TX-100和DOM均能促进毒草胺在小麦幼苗地上和地下部分的富集,造成对小麦幼苗的伤害,地下部分的干重减少。添加TX-100和DOM,小麦地下向地上传导毒草胺的能力下降,即传导因子(TF)值降低,与对照相比,分别减少为对照的93.9%(0.5CMC组),84.9%(1.0CMC组),62.7%(1.5CMC组),16.3%(DOM60L-1组)和13.6%(DOM120mgC L-1组)。
（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。
毒草胺论文参考文献
[1].孔德洋,许静,李屹,吴文铸,韩志华.除草剂毒草胺在土壤中的吸附和淋溶特性[J].环境化学.2012
[2].姚小帆.曲拉通X-100和水溶性有机质对毒草胺在水—土壤—小麦中的运移影响[D].南京农业大学.2012
[3].孔德洋,吴文铸,许静,韩志华,单正军.毒草胺在环境中的降解特性研究[J].生态环境学报.2012
[4].张家俊.土壤中除草剂毒草胺的迁移行为和阿特拉津对水稻幼苗生物毒性的研究[D].南京农业大学.2012
[5].瞿金荣.2,4,6-叁硝基苯酚衍生化β-环糊精键合硅胶表面毒草胺分子印迹材料的合成及其应用[D].南京农业大学.2011
[6].李林,朱文达,王晶.10%毒草胺·苄嘧磺隆WP防除水稻直播田杂草的效果[C].农田杂草与防控.2011
[7].刘俊华.丁噻隆、毒草胺在土壤环境中的行为特性研究[D].南京农业大学.2009
[8].单炜力,胡琴.毒草胺原药的气相色谱分析方法研究[J].农药科学与管理.2008
[9]..美国拟修订除草剂毒草胺的限量法规[J].农化新世纪.2007
[10]..毒草胺[J].农药市场信息.2000