方楠[1]（2021）在《氟吡呋喃酮在人参中的残留特性及其环境行为研究》文中提出氟吡呋喃酮是拜耳公司开发的一种新烟碱类杀虫剂（NNIs）,由于其与新烟碱型乙酰胆碱受体（n ACh Rs）激动剂不存在代谢交叉抗性,因此被认为有广泛的应用前景。目前关于氟吡呋喃酮环境行为的研究较少,只有部分国外的相关会议记录、生产商数据和登记信息可供参考。在国内,氟吡呋喃酮仅在柑橘和番茄中进行了登记,而关于其环境行为的研究尚未见报道。人参作为中国东北部的特色作物,由于较长的生长期,在生长过程中饱受病虫害的影响,因此为了研究在人参种植地使用氟吡呋喃酮的可行性,以及使用后氟吡呋喃酮在环境中的归趋,本文对氟吡呋喃酮在人参种植体系中的环境行为进行了研究,具体研究结果如下:1.建立了同时测定氟吡呋喃酮及其两种代谢物二氟乙酸（DFA）和6-氯烟酸（6-CNA）在干人参、鲜人参、人参植株和参地土壤中的分析方法。方法在Qu ECh ERS法的基础上进行优化,干人参样品用乙腈提取,鲜人参、土壤和植株样品用乙腈和水的混合溶液提取。干人参和土壤用十八烷基二氧化硅(C18)净化,鲜人参和植株用C18、石墨化炭黑（GCB）和N-丙基乙二胺（PSA）净化。氟吡呋喃酮的添加水平为0.01、0.05、0.5 mg/kg和20 mg/kg;6-CNA的添加水平为0.01、0.05和0.5 mg/kg;DFA的添加水平为0.05、0.1和1 mg/kg。氟吡呋喃酮在四种基质中的回收率为90.4%～97.5%,相对标准偏差为1.5%～5.5%;6-CNA在四种基质中的回收率为76.8%～93.7%,相对标准偏差为1.1%～8.5%;DFA在四种基质中的回收率为70.6%～90.3%,相对标准偏差为1.6%～8.4%。2.采用本文所建立的分析方法研究了氟吡呋喃酮的消解动态和最终残留,两年两地的氟吡呋喃酮参地规范化残留试验表明,氟吡呋喃酮在人参植株和土壤中的半衰期分别为4.5～7.9d和10.0～16.9d,属于易降解农药。根据残留定义,将氟吡呋喃酮及其两种代谢物的最终残留量折算为总残留量（以氟吡呋喃酮计）,土壤、人参植株和人参中氟吡呋喃酮的总最终残留量分别低于0.516、2.623和2.363 mg/kg。氟吡呋喃酮在人参中的残留中值和最高残留值分别为1.667～1.801 mg/kg和2.394～2.413 mg/kg,代入膳食风险评估计算出的慢性饮食暴露风险商（RQc）和急性饮食暴露风险商（RQa）均<100%,表明在推荐的使用方法下,氟吡呋喃酮在人参中的残留对中国普遍的消费者没有显着的潜在风险。3.研究了在不同温度、pH、可溶性介质以及自然水体等条件下对氟吡呋喃酮的水解,发现氟吡呋喃酮在缓冲溶液和介质溶液中的半衰期>150d并不受pH和温度的影响,在试验选取的四种自然水体中的半衰期也>150d并不受水中微生物的影响,表明氟吡呋喃酮不易水解,这是由于氟吡呋喃酮分子中的内酯结构（2-呋喃酮）的水解反应不能自发进行,2-氯吡啶基团则需要强碱或强氧化剂才能发生羟基亲核取代反应。而室内试验中的影响因素单一,温度、酸碱度、水中离子和有机物等物质所提供的能量不足以其发生水解。4.研究了不同光源下,对氟吡呋喃酮在水溶液中的光解进行了研究,结果表明,在253.7 nm的紫外光条件下,氟吡呋喃酮的光解速率与其初始浓度成负相关,且与pH无明显相关性。在四种自然水体中的光解速率依次为稻田水>湖水>地下水、雨水、蒸馏水。氟吡呋喃酮在缓冲溶液和自然水体中的光解半衰期为2.37～3.48min,表明氟吡呋喃酮253.7nm紫外光下属于易光解农药。但在自然光条件下,氟吡呋喃酮在缓冲溶液和自然水体中的光解半衰期均>480h,表明氟吡呋喃酮在自然光下属于难光解农药。另外,通过单因素控制变量试验研究了水环境中常见介质和人参地特色离子对氟吡呋喃酮光解的影响,结果表明,Ni2+、Mn2+、Cu2+、Cd2+、Li+、Co2+、Zn2+、WO42-和NO3-对氟吡呋喃酮在水中的紫外光解表现出促进作用,光敏率为7.36～35.43%,Fe3+、VO3-、Mo7O246-、核黄素和腐殖酸从整体上表现出抑制作用,猝灭率为4.12%～1240.63%。这表明由光敏作用产生的间接光解对氟吡呋喃酮整体紫外光解速率的影响较小,而遮光作用通过对直接光解速率的影响显着抑制氟吡呋喃酮的整体紫外光解速率,因此可以推断:氟吡呋喃酮在水溶液中的紫外光解以直接光解为主,而利用其他光敏剂发生光化学反应产生并传递的能量进行的间接光解对光解整体速率的贡献较小。同时,在253.7 nm的紫外光条件下对氟吡呋喃酮在人参土壤表面的光解进行了研究。结果表明氟吡呋喃酮的光解速率与土壤含水量呈正相关。氟吡呋喃酮在干燥人参土表面的光解半衰期为42.95～44.93h,在20%含水量的人参土壤中的半衰期缩短至14.59h,在40%含水量的土壤中的半衰期缩短至10.03h,在60%含水量的土壤中的半衰期缩短至4.62h。因此,氟吡呋喃酮的直接光解可能与水中的羟基自由基（·OH）和单线态氧（1O2）密切相关。最后,通过对氟吡呋喃酮光解产物的分离与鉴定,提出了推荐的氟吡呋喃酮光解途径。5.通过振荡平衡试验对氟吡呋喃酮在不同温度下的五种土壤（人参土、水稻土、黑土、白浆土和褐土）中的吸附行为进行了研究,结果表明,氟吡呋喃酮在人参土、水稻土、黑土、白浆土和褐土中培养48h后的吸附率分别为36.00%、51.52%、70.77%、56.92%和48.46%。试验结果通过多种模型拟合,对氟吡呋喃酮在五种土壤中吸附动力学和吸附等温线进行了深入研究,结果表明,几种模型均能够较好的描述氟吡呋喃酮在土壤中的吸附过程。25℃下,氟吡呋喃酮在人参土、水稻土、黑土、白浆土和褐土中的KF值分别为1.3519、4.6353、8.5090、3.6328和5.3683,KOC值分别为1.7211、1.1558、1.2925、2.8289和1.4789,表明在这五种土壤中氟吡呋喃酮均难于吸附,具有较高的移动性,有造成地下水及周边水源污染的风险。同时,氟吡呋喃酮在五种土壤上的吸附系数（Kd）值与土壤有机碳含量（SOC）和粘粒含量呈较好正相关性,说明土壤有机质和粘土的含量是影响氟吡呋喃酮在土壤中吸附的主要因素。另外,根据相关模型的特点,描述了氟吡呋喃酮在土壤中的具体吸附过程。最后,通过上述试验结果,总结了氟吡呋喃酮在人参种植体系中的环境行为特点,为氟吡呋喃酮在农业环境中的应用奠定了基础,并提出了有待于进一步研究的内容。
常维霞[2]（2020）在《手性农药乙螨唑对映体的果园环境行为及毒性研究》文中认为近年来,手性农药在农业上应用广泛。然而,大多数手性农药是以外消旋体形式生产和使用。手性农药施用后进入环境,对映体间在富集、代谢、生物活性、生态毒性及环境行为上往往存在差异。传统的手性农药安全性评价通常不区分对映体间的差异,致使风险评估结果往往不可靠,给人类健康和生态安全带来了隐患。本课题以果园常用的手性农药---乙螨唑为研究对象,从对映体水平开展了生物活性、生态毒性、果园中环境行为和生物富集研究,以期为乙螨唑更准确的风险评估提供科学依据,取得进展如下:第一,建立了超高效液相色谱串联质谱法（UPLC-MS/MS）和超临界流体色谱串联质谱法（SFC-MS/MS）两种乙螨唑对映体分离分析方法。经过系统优化手性固定相、有机改性剂、流动相比例、流速、系统背压及柱温等手性分离参数实现了乙螨唑对映体的基线分离。在UPLC-MS/MS系统中,两个对映体的保留时间分别为2.06 min和2.54 min,分离度（Rs）为1.51。在SFC-MS/MS系统中,两个对映体的保留时间分别为0.47 min和0.81 min,分离度（Rs）为5.81。另外,利用在线旋光检测仪确定了乙螨唑对映体的绝对构型及在不同色谱条件下的流出顺序。第二,开展了乙螨唑对映体在果园3种水果和土壤中的立体选择性降解研究。结果表明,乙螨唑在果园水果及土壤中存在对映选择性降解,在设施葡萄和草莓中（+）-S-乙螨唑相对于（-）-R-乙螨唑优先降解,在果园苹果和土壤中（-）-R-乙螨唑相对于（+）-S-乙螨唑优先降解。第三,评价了乙螨唑对映体对两种靶标生物二斑叶螨和朱砂叶螨的杀卵活性差异。结果表明,乙螨唑外消旋体及对映体间生物活性存在显着差异,对两种靶标生物的活性顺序均表现为（+）-S-乙螨唑>Rac-乙螨唑>（-）-R-乙螨唑,其中,（+）-S-乙螨唑对二斑叶螨和朱砂叶螨的杀卵活性比（-）-R-乙螨唑分别高16和24倍。第四,开展了乙螨唑对映体对非靶标生物大型溞和斑马鱼的急性毒性差异研究。结果表明,乙螨唑及其对映体对两种非靶标生物的急性毒性存在显着差异,但毒性顺序不一致。在大型溞中,毒性顺序表现为（+）-S-乙螨唑>Rac-乙螨唑>（-）-R-乙螨唑,（+）-S-乙螨唑对大型溞的急性毒性比（-）-R-乙螨唑高8.7倍;在斑马鱼中,毒性顺序表现为（-）-R-乙螨唑>（+）-S-乙螨唑>Rac-乙螨唑,（-）-R-乙螨唑对斑马鱼的急性毒性比（+）-S-乙螨唑高4.5倍。第五,利用SFC-MS/MS结合优化的QuEChERS前处理方法,建立了乙螨唑对映体在斑马鱼和水样中的分析方法,同时开展了乙螨唑在斑马鱼中的立体选择性生物富集研究。结果表明,乙螨唑在斑马鱼中的生物富集具有立体选择性,（-）-R-乙螨唑相对于（+）-S-乙螨唑优先富集。第六,以抗氧化酶活性为生物指标,初步探究了乙螨唑对斑马鱼的毒性机制。结果显示,乙螨唑对斑马鱼肝脏的抗氧化酶SOD、GST活性及MDA含量均产生了不同程度的影响。乙螨唑对斑马鱼肝脏造成了一定程度的氧化损伤进而导致了体内的氧化应激反应。综上所述,本课题为手性杀螨剂乙螨唑的果园环境风险评估提供了重要的科学依据,开发（+）-S-乙螨唑取代其消旋体有助于推进农药减量并减少环境压力。
李广领[3]（2020）在《精吡氟禾草灵在人参种植体系中环境行为及残留特性研究》文中认为在对精吡氟禾草灵现有文献系统综述的基础上,为系统了解其在人参种植体系中的环境行为和残留特性,分别开展了精吡氟禾草灵的水解、光解和规范化的田间残留试验,并对其进行了膳食风险评估,得到以下试验结果:1、不同反应温度和缓冲液p H值对精吡氟禾草灵水解影响的试验结果显示,精吡氟禾草灵水解反应速率与反应温度和介质p H值均呈正相关,其中精吡氟禾草灵在p H 4.0、7.0和9.0三种缓冲液中和25℃条件下的水解半衰期分别为6931.47、1732.87和28.88h,50℃条件下的水解半衰期分别为2310.49、693.15和16.50 h。计算得的温度效应系数和反应活化能揭示了精吡氟禾草灵水解反应受介质p H值和反应温度影响的规律,即在碱性反应缓冲液中,温度的变化对精吡氟禾草灵水解反应速率影响最小,而在酸性缓冲液中则最大,且碱性条件是精吡氟禾草灵发生水解反应的有利条件。根据《化学农药环境安全评价试验准则—第2部分:水解》,精吡氟禾草灵在碱性p H缓冲体系中表现为易降解,而在酸性缓冲体系中为难降解;考虑到参地土壤为p H 5.5～6.2的偏酸性“人工合成土”,推断精吡氟禾草灵在参地土壤中发生水解反应的速率慢于普通中性或弱碱性土壤中的水解速率。对精吡氟禾草灵的系列碱水解产物进行了GC–MS分析,从鉴定得的7个水解产物推断精吡氟禾草灵的碱水解反应过程包含酯水解、羟基化、分子重排、醚键断裂和互变异构等化学过程。2、25℃下、不同p H值缓冲液中的紫外光解动力学试验结果表明,精吡氟禾草灵的光解速率与光解反应缓冲液的p H值呈正相关关系,精吡氟禾草灵在p H 4.0、7.0和9.0缓冲液中的紫外光解半衰期分别为40.77、22.36和13.33 min,根据《化学农药环境安全评价试验准则—第3部分:光解》,精吡氟禾草灵在紫外光照光下属易光解农药;纳米二氧化钛介导的精吡氟禾草灵光催化降解试验表明,在低压汞灯（主发射波长为254 nm）和氙灯（全波段光谱）照光下,纳米二氧化钛对精吡氟禾草灵光解均能发挥有效的光敏化作用,尽管精吡氟禾草灵在氙灯照光下的光解速率远低于低压汞灯下的光解速率,但氙灯照光下纳米二氧化钛对精吡氟禾草灵光解的光敏化率约是低压汞灯下的8.8倍,该部分研究为寻求低成本和加速环境中精吡氟禾草灵降解、减少其残留危害的方法或途径提供了思路。同时通过对分离、鉴定到的12种光催化降解产物的系统分析,推断了纳米二氧化钛介导精吡氟禾草灵光催化降解的基本途径;精吡氟禾草灵分别在风干的和60%含水量参地土壤表面的模拟太阳光解试验结果表明,排除微生物降解因素,参地土壤表层精吡氟禾草灵的降解有60%以上是由水解贡献的,而光解贡献率不足30%。为弄清参地土壤所含主要特色元素、腐殖质成分和常用生物农药在精吡氟禾草灵光解过程中的影响而设计的系列光解试验表明,Li+和Co2+对精吡氟禾草灵紫外光降解起猝灭作用,低浓度VO3+和Mo6+敏化精吡氟禾草灵的紫外光降解,Sn+和Mn2+强烈敏化精吡氟禾草灵紫外光降解,腐殖酸、多抗霉素和宁南霉素对精吡氟禾草灵紫外光解均起猝灭作用。3、将羧基化多壁碳纳米管与常规吸附材料(PSA、C18和GCB)一起引入Qu ECh ERS样品前处理程序,建立了鲜参、干参、人参植株和参地土壤中精吡氟禾草灵及其毒理学意义代谢物（吡氟禾草灵酸和2–羟基–5–三氟甲基吡啶）的简易、高效样品前处理程序和HPLC–MS/MS残留分析方法。分析方法的性能指标显示,优化的HPLC–MS/MS条件下,5～1000μg/L的精吡氟禾草灵、吡氟禾草灵酸和2–羟基–5–三氟甲基吡啶分别在四种样品基质中均具有良好的线性响应（R2>0.9980）,添加回收率为75.8～97.8%,相对标准偏差小于16%,精吡氟禾草灵在四种样品基质中的检测限为2.0～8.6μg/kg,吡氟禾草灵酸为3.9～5.7μg/kg,2–羟基–5–三氟甲基吡啶为3.5～11.3μg/kg。在此基础上,研究了人参、人参植株和参地土壤样品中精吡氟禾草灵及其毒理学意义代谢物的冷储稳定性,结果表明,精吡氟禾草灵在人参、人参植株和参地土壤样品中的冷储稳定期至少可以达到9个月,而代谢物吡氟禾草灵酸和2–羟基–5–三氟甲基吡啶在人参、人参植株和参地土壤样品中的冷储稳定期至少可以达到12个月,该方面数据为精吡氟禾草灵在人参栽培上的登记工作积累了数据资料。4、两年两地的精吡氟禾草灵参地规范化残留试验表明,两地人参植株中精吡氟禾草灵的残留半衰期比较一致,均约为3 d,精吡氟禾草灵代谢物吡氟禾草灵酸的残留半衰期均约在1个月左右;参地土壤中精吡氟禾草灵的残留半衰期均约为1周,而代谢物吡氟禾草灵酸的残留半衰期均约为2～3周;代谢物2–羟基–5–三氟甲基吡啶在参地土壤中的检测量是人参植株中的2倍左右,但人参植株中检出的2–羟基–5–三氟甲基吡啶究竟来源于人参植株还是参地土壤代谢系统暂不能确定,但可以确定的是2–羟基–5–三氟甲基吡啶是参地土壤中的主要降解代谢产物。根据精吡氟禾草灵在人参上的最终残留试验结果,将精吡氟禾草灵两种代谢物吡氟禾草灵酸和2–羟基–5–三氟甲基吡啶的最终残留值与精吡氟禾草灵的最终残留值一起折算入总残留（表达为总吡氟禾草灵酸）,统计出的残留中值和最高残留值分别为0.20 mg/kg和0.27 mg/kg;将人参纳入中药材保健食品进行精吡氟禾草灵的膳食风险评估,计算得精吡氟禾草灵的国家估算每日摄入量为0.011mg/（kg?bw?d）、风险概率为2.01%、每日实际摄入量与每日理论摄入量之比为6.40%,表明精吡氟禾草灵以150 g ai/ha茎叶喷雾处理防控阔叶作物田一年生或多年生禾本科杂草,生产的相关农产品通常不会对一般食用人群产生不可接受的健康风险,且欧盟推荐的精吡氟禾草灵在鲜人参上4 mg/kg的最大残留限量标准可以确保消费者食用安全。
李超[4]（2020）在《苯肽胺酸在2种作物中的内吸传导特性及降解动态研究》文中研究说明苯肽胺酸（N-phenyl-phthalamic acid,PPA）作为一种新型植物生长调节剂,对辣椒、豇豆、大豆、玉米、向日葵等多种作物具有促进生长、提高产量、改善果实品质以及增加抗逆性等多种功效,表现出极大地的开发潜力和应用前景。然而,迄今为止,对该药剂的应用基础研究较为薄弱,如内吸特性、在植物中的持效期等问题并不清楚。为进一步建立该药剂的科学应用技术,保障其合理使用,有必要尽快开展相关研究。鉴于此,本研究以小麦和辣椒作为单、双子叶作物的代表,对PPA进入植物组织的方式、传导规律及降解动态展开研究,主要结果如下:（1）PPA分析方法的建立。以乙腈作为提取溶剂,并结合固相萃取样品净化前处理技术,运用HPLC作为检测手段,建立了植物样品及水溶液中PPA含量的分析方法。在0.2～100.0 mg/L的范围内,标准曲线为y=36777x+3427.6（R2=0.9999）,在植物样品和水样中的定量限（LOQ）分别为0.05 mg/kg和0.03mg/kg。在植株、种子与水样中添加回收率范围为81.46%～101.45%,相对标准偏差为0.9%～8.9%。该方法的准确度与精密度良好,适用于本研究样品中PPA的含量检测。（2）PPA在酸性条件（pH5）下易水解。检测了在25℃下,PPA在缓冲液中的降解动态,100 d后,在p H值为5缓冲液中,PPA未检测到,p H值为7和9的缓冲液中降解率分别为26.1%和5.2%;对p H为5数据进一步拟合出降解曲线,其半衰期分别为12.74 d,PPA在p H为7和9的缓冲液中较稳定,半衰期均大于100d。（3）PPA可在植株中双向传导。浸根法处理辣椒幼苗显示,苯肽胺酸可被根部吸收,并向上传导,高浓度（200 mg/L）处理时在施药5h后,辣椒根部含量上升至到最高值（33.33 mg/kg）,10h后,茎叶部含量达到最高值（2.89mg/kg、5.20 mg/kg）,随后各组织部位含量下降并逐渐平稳;PPA也可通过小麦根部进入植株体内,并向上传导,在施药后24h,根茎叶中的含量均达到最高,之后也开始下降最后趋于平衡;辣椒根部对苯PPA的吸收和积累能力强小麦,但向顶端传导的能力弱于小麦。叶部施药结果显示,PPA可被叶片吸收,且双向传导,小麦叶片对PPA的吸收与积累能力强于辣椒,但辣椒根部的PPA含量明显高于小麦根部,说明PPA在小麦中向根部传导的性能要弱于辣椒植株。（4）PPA在作物中较易降解。对小麦和辣椒采用茎叶喷雾法和浸种法施药,检测PPA在两种作物植株与种子中的降解,结果显示,PPA在小麦和辣椒植株中,均易降解,其消解动态符合一级反应动力学方程,小麦和辣椒植株的降解半衰期分别为3.29 d和2.32 d,种子的降解半衰期分别为1.31 d和2.41 d,不同植物材料之间对苯肽胺酸的降解能力略有差异。综上,PPA在小麦、辣椒等单、双子叶作物上,易被根、叶及种子吸收,具有良好的内吸性及双向传导性,在作物中易降解,在酸性水体中易降解。研究结果为进一步完善PPA的科学合理使用技术提供了重要的理论依据。
章虎[5]（2018）在《基于液相色谱-串联质谱的手性农药对映体分离及降解研究》文中认为手性农药对映体具有相同的理化性质且主要以外消旋形式存在,但在手性环境下,手性对映体往往表现出显着的立体选择性。随着农业生产中手性农药环境投放量日益增大,对手性农药的环境和安全性评价带来了新的挑战。实现对手性农药的对映体分离,建立相应的立体选择性检测方法是研究对映体立体选择性环境行为、活性、毒性和生态风险的基础,液相色谱-串联质谱凭借高选择性、高灵敏度,其与简单样品前处理结合而得到越来越广泛应用,因此开展基于液相色谱-串联质谱的手性农药分离分析及降解研究有利于该问题的解决。本论文建立了以C原子为手性中心的多种杀菌剂、以S原子为手性中心的乙虫腈、以P原子为手性中心的水胺硫磷的对映体拆分和手性残留分析方法。在此基础上,进一步研究了三唑类杀菌剂在草莓上及水胺硫磷在土壤中的环境行为,主要研究结果如下:（1）利用HPLC-MS/MS,比较了 5种多糖类手性柱对双炔酰菌胺对ff映体的分离效果,并考察了流动相组成、柱温对对映体分离的影响。建立了以Lux Cellulose-2为手性柱,甲醇（含0.1%甲酸）:0.1%甲酸水溶液（85:15,v/v）为流动相,柱温-25℃,在4分钟内实现对映体基线分离的手性分析方法。借助计算圆二色光谱和实测圆二色光谱对双炔酰菌胺对映体绝对构型进行了判定。结合QuEChERS方法建立了双炔酰菌胺对映体的在四种果蔬样品（土豆,辣椒,葡萄,西瓜）中的检测方法,方法精确度、准确度和灵敏度可满足果蔬样品中双炔酰菌胺对映体同时测定的要求。（2）在优化流动相组成、色谱柱等条件下,建立了基于Lux Cellulose-3手性柱的氯苯嘧啶醇和氟苯嘧啶醇对映体的基线分离的HPLC-MS/MS方法。借助计算圆二色光谱和实测圆二色光谱对氟苯嘧啶醇和氯苯嘧啶醇对映体绝对构型进行了判定。结合QuEChERS方法建立了两种杀菌剂对映体在土壤,水果（苹果、葡萄）,蔬菜（黄瓜、西红柿）基质中的手性分析方法,方法精确度、准确度和灵敏度均可满足植物样品和环境样品中氯苯嘧啶醇和氟苯嘧啶醇对映体测定的要求。（3）利用HPLC-MS/MS,考察了五种多糖类手性柱对三种苯胺类杀菌剂（苯霜灵,呋霜灵和甲霜灵）对映体的拆分效果。结果表明,Lux Cellulose-4手性柱可同时拆分这3种杀菌剂对映体。并利用QuEChERS方法建立了三种杀菌剂在水果（葡萄）,蔬菜（黄瓜）基质中的手性分析方法。该方法可用于水果、蔬菜样品中痕量苯霜灵、呋霜灵和甲霜灵及其对映体的测定,也可用于植物和环境样品中对映体的选择性降解研究,并在60个实际样品中测出5个葡萄样品、2个黄瓜样品含有甲霜灵,检出浓度范围为0.0068-0.23 mg kg-1。且实际样品中甲霜灵对映体浓度存在显着差异,表明甲霜灵在黄瓜和葡萄样品中可能存在立体选择性降解。（4）利用 HPLC-MS/MS 研究了 Lux Cellulose-1、Lux Cellulose-2、Lux Cellulose-3、Lux Amylose-2等4种不同手性固定相对21种三唑类手性杀菌剂对映体分离的效果。结果发现Lux Cellulose-1和Lux Cellulose-2比Lux Amylose-2对三唑类杀菌剂对映体有更好的分离能力,Lux Cellulose-2是Lux Cellulose-1柱很好的补充。通过优化实验条件,除苯醚甲环唑外,其他20种杀菌剂均能在Lux Cellulose-1和Lux Cellulose-2上完全分离。所建反相条件下三唑类杀菌剂对映体的分离检测方法可用于这些三唑类杀菌剂的立体选择性降解研究。（5）开展了三唑类杀菌剂戊唑醇、四氟醚唑、腈菌唑和腈苯唑在草莓中的立体选择性环境行为研究。研究表明四种杀菌剂在草莓上的降解均符合一级动力学规律,（+）-戊唑醇在草莓中优先降解,施药后第30天时EF值达0.401,而四氟醚唑在草莓中的降解过程中无显着立体选择性差异显;（+）-腈菌唑在草莓中优先降解,施药后第21天EF值达到0.371。腈苯唑在草莓中的降解未发现显着的立体选择性。（6）利用HPLC-MS/]MS,在Lux Cellulose-2手性柱上,甲醇-水（60:40,v/v）为流动相,建立了手性中心为S原子的苯基吡唑类杀虫剂乙虫腈对映体的基线分离方法。在此条件下可在15分钟内实现对映体的基线分离。建立了乙虫腈对映体在稻米基质中的手性分析方法。乙虫腈对映体平均添加回收率为87.4%-97.8%,RSD为3.1%-9.3%,方法检出限为0.001 mg kg-1,定量限为0.003 mg kg-1。可满足水稻样品中痕量乙虫腈残留的立体选择性检测。（7）利用反相 HPLC-MS/MS,利用 Chiralpak AD-3R 在乙腈-水（60:40,v/v）作为流动相时可在3分钟内完成对映体基线分离,适合水胺硫磷对映体的快速检测。借助计算圆二色光谱和实测圆二色光谱对水胺硫磷对映体绝对构型进行了判定。建立了水胺硫磷在橘皮、果肉和全果中的立体选择性检测方法。方法验证结果表明,土壤样品在0.05-5.0 μg kg-1添加浓度下,平均添加回收率为89.2%-97.1%,RSD值为2.1%-8.8%,方法检出限为0.005 mg kg-1。橘皮、果肉和全果样品在5,50,250 μg kg-1添加浓度下平均添加回收率为76.1%-95.4%,RSD值小于11.1%,方法检出限为0.0002-0.0005 mg kg-1。可满足土壤、柑橘样品中痕量水胺硫磷残留的立体选择性检测。（8）进行了水胺硫磷在长春、杭州和郑州三地土壤（有氧和灭菌两种条件）中的立体选择性降解行为研究。结果表明,水胺硫磷对映体在三地土壤中的降解均符合一级动力学规律。发现水胺硫磷在碱性条件下更容易降解,土壤中的微生物是促进水胺硫磷在土壤中降解的重要因素。土壤微生物对手性农药在土壤中的立体选择性降解也具有重要影响。在未灭菌的土壤样品中,水胺硫磷在杭州和郑州土壤中的降解有显着立体选择性。
曾楚楚[6]（2018）在《多糖基质聚合物制备新型纳米农药胶囊及其缓释性能研究》文中指出纳米胶囊在新型农药制剂领域具有重要的应用前景。而纳米农药胶囊的物化性质由囊壁材料决定,因此,囊壁材料选择显得尤为重要。本论文选择具有亲水性、环境友好的羧甲基壳聚糖、羧甲基纤维素钠,疏水改性合成两种多糖基质聚合物,包载山核桃干腐病抑菌剂戊唑醇,制备新型纳米农药胶囊。并开展新型纳米农药胶囊与干腐病病菌保护酶的相互作用机理研究,分子水平探究抑菌机制,进一步研究新型纳米农药胶囊抑菌性能。主要研究工作如下:（1）采用羧甲基壳聚糖（CMCS）为原料,通过催化剂活化法与D-α-生育酚琥珀酸脂（Ts）进行酰胺化反应,制备羧甲基壳聚糖衍生物（CMCSD）。利用傅里叶红外光谱（FTIR）、核磁共振波谱（1H NMR）、X-射线衍射（XRD）、热重（TG）表征其分子结构。采用超声/旋蒸法制备载戊唑醇纳米胶囊。动态光散射（DLS）和透射电镜（TEM）测定纳米胶囊的粒径及形貌,通过高效液相法测试其包封率、负载率及缓释性能,并利用培养基法探究其抑菌效果。结果表明,成功合成羧甲基壳聚糖衍生物（CMCSD）,胶束临界浓度为0.1 mg·m L-1,并成功制备粒径为370.3nm载戊唑醇纳米胶囊,包封率为60.6%,负载率为45.7%;与戊唑醇悬浮剂相比,它具有良好缓释性能及抑菌效果。（2）采用羧甲基纤维素钠（CMC）为原料,通过离子液体活化法与D-α-生育酚琥珀酸脂进行酯化反应,制备羧甲基纤维素钠衍生物（CMCD）。利用傅里叶红外光谱（FTIR）、核磁共振波谱（1H NMR）、X-射线衍射（XRD）、热重（TG）表征其分子结构。超声/旋蒸制备载戊唑醇纳米胶囊。动态光散射（DLS）和透射电镜（TEM）测定纳米胶囊的粒径及形貌,高效液相法测试其包封率、包载率及缓释性能,并利用培养基法探究其抑菌效果。结果表明,成功合成羧甲基纤维素钠衍生物（CMCD）,胶束临界浓度为0.28 mg·m L-1,并成功制备粒径为493.7nm载戊唑醇纳米胶囊,包封率为50.8.%,负载率为40.4%;与戊唑醇悬浮剂相比,它具有良好缓释性能及抑菌效果。（3）通过荧光发射光谱研究Teb（戊唑醇）、CMCSD、CMCD、Teb/CMCSD、Teb/CMCD与保护酶（过氧化物酶,HRP）的相互作用。通过同步荧光光谱法研究Teb、CMCSD、CMCD、Teb/CMCSD、Teb/CMCD对HRP微区构象的影响。结果表明,随着Teb、CMCSD、CMCD、Teb/CMCSD、Teb/CMCD浓度或体积比例的增加,HRP的荧光强度减少或增强,说明Teb、CMCSD、CMCD、Teb/CMCSD、Teb/CMCD与HRP之间发生了分子间的相互作用。Teb-HRP、CMCSD-HRP、CMCD-HRP、Teb/CMCSD-HRP、Teb/CMCD-HRP体系的结合常数K分别为3.548×103 L·mol-1、1.39×103 L·mg-1、1.50×102 L·mg-1、3.34×103 L·mg-1、4.90×103 L·mg-1。与CMCSD-HRP、CMCD-HRP体系相比,Teb/CMCSD、Teb/CMCD与HRP之间的分子间作用更强。同步荧光光谱结果显示,随着Teb、CMCSD、CMCD、Teb/CMCSD、Teb/CMCD浓度或体积比增加,色氨酸与酪氨酸的最大吸收峰波长都发生蓝移或红移现象,说明Teb、CMCSD、CMCD、Teb/CMCSD、Teb/CMCD使HRP微区构象发生改变,酪氨酸与色氨酸微环境发生变化。结合发射荧光光谱、结合常数K,进一步验证,与Teb-HRP、CMCSD-HRP、CMCD-HRP体系相比,Teb/CMCSD、Teb/CMCSD与HRP具有很强的分子间作用,对HRP分子构象产生很大影响,从而影响HRP的功能。
段劲生[7]（2018）在《手性除草剂唑酮草酯立体选择性降解、活性和生物毒性研究》文中进行了进一步梳理手性农药对映体在生物体或环境中的降解行为、生物活性、生态毒性存在明显的差异,应用传统的风险评估手段对手性农药进行风险评估、无法提供准确的数据,给人类和环境带来了诸多安全隐患,在对映体水平上研究手性农药的立体选择性行为是农药发展的必然要求,已成为关注热点。本论文建立了唑酮草酯及其代谢物唑酮草酸对映体的手性分离和检测的LC-MS/MS分析方法,开展了唑酮草酯及其代谢物在水稻、小麦、玉米植株及土壤中的立体选择性环境行为研究,研究了唑酮草酯对映体选择性生物活性及作用机理,探讨了唑酮草酯对映体对非靶标生物的立体选择性急性毒性差异研究。主要研究内容和结论如下:（1）利用高效液相色谱-串联质谱（LC-MS/MS）与手性固定相结合技术,对唑酮草酯及代谢物唑酮草酸对映体的色谱分离条件和质谱条件进行了优化,建立了手性唑酮草酯及其代谢物对映体手性拆分的LC-MS/MS仪器分析方法。选择以Superchiral S-AD-RH手性柱,10 mmol/L乙酸铵水溶液（A相,含0.1%体积比的甲酸）和甲醇（B相）为流动相,梯度洗脱,流速0.4mL/min,柱温35℃,对映体达到较好的分离效果;选择正离子模式电喷雾离子源（ESI+）,采用MRM方式,获得质谱检测参数,唑酮草酯的定量离子对为m/z 429.05>412.00,定性离子对为m/z 429.05>346.00和m/z 429.05>366.00;唑酮草酸的定量离子对为m/z 401.00>383.90,定性离子对为m/z 401.00>365.90 和 m/z 401.00>345.85。（2）通过比较实际测定的圆二色光谱吸收谱图与计算的谱图,确定了唑酮草酯及代谢物唑酮草酸的绝对立体构型。（3）在QuEchERS方法基础上优化并建立了手性唑酮草酯及其代谢物唑酮草酸对映体在水稻植株、小麦植株、玉米植株、糙米、稻壳、麦粒、玉米籽粒和土壤中的LC-MS/MS残留分析方法,样品用水和乙腈提取,选用PSA和GCB作为吸附剂基质分散固相萃取净化,LC-MS/MS检测,方法的平均回收率为77.5%～102.8%、RSD为0.4%～10.7%,检测限为0.5-6.0μg kg-1、定量限为1.7-20μg kg-1;该方法能满足农产品和土壤环境样品中唑酮草酯及其代谢物唑酮草酸对映体水平上残留分析的要求,为唑酮草酯及其代谢物唑酮草酸的立体选择性环境行为研究提供了有效方法。（4）研究了唑酮草酯及其代谢物唑酮草酸对映体在小麦植株、玉米植株、水稻植株、小麦田土壤及室内好氧条件下三种土壤中的立体选择性环境行为。结果发现唑酮草酯对映体浓度均随着时间的延长而逐渐降低,代谢物唑酮草酸则均先增加后减少;在植株和土壤中唑酮草酯和代谢物唑酮草酸对映体降解速率均较快、且土壤相对植株较缓慢。唑酮草酯对映体在小麦植株、玉米植株和水稻植株中存在较弱的选择性降解行为,EF值最大为0.571;代谢物唑酮草酸对映体在植株中存在较明显的立体选择性降解现象,选择性强弱依次顺序为水稻植株（EF=0.754～0.854）>玉米植株（EF=0.520～0.684）>小麦植株（EF=0.333～0.379）,水稻和玉米中S-（+）-唑酮草酸均被优先降解、造成R-（-）-唑酮草酸积累,而小麦植株则正好相反,R-（-）-唑酮草酸被优先降解。在小麦田土壤中唑酮草酯对映体的选择性降解现象较弱（EF=0.503～0.553）;而代谢物唑酮草酸对映体的降解具有较明显的立体选择性（EF=0.533～0.723）,S-（+）-唑酮草酸被优先降解、导致R-（-）-唑酮草酸在小麦田土壤中富集。在室内好氧条件下,唑酮草酯及代谢物唑酮草酸对映体在江西红壤、吉林黑土和安徽水稻土中降解均有较明显的立体选择性,而代谢物唑酮草酸对映体立体选择性降解相对更强,唑酮草酯对映体的选择性强弱依次顺序为安徽水稻土（EF=0.513～0.667）>吉林黑土（EF=0.524～0.645）>江西红壤（EF=0.514～0.567）,代谢物唑酮草酸对映体的选择性顺序为吉林黑土（EF=0.675～0.801）>江西红壤（EF=0.638～0.764）>安徽水稻土（EF=0.642～0.748）;在土壤中S-（+）-唑酮草酯和S-（+）-唑酮草酸均被被优先降解、造成R-（-）-唑酮草酯和R-（-）-唑酮草酸在土壤中富集累积。（5）采用玉米根长法,研究了除草剂唑酮草酯及其代谢物唑酮草酸对映体的立体选择性生物活性差异,结果表明代谢物唑酮草酸对玉米根长生长抑制作用的相对毒力大于唑酮草酯;唑酮草酯及代谢物唑酮草酸对映体对玉米根长的抑制作用均存在一定的立体选择性差异,S-（+）-唑酮草酯的抑制作用最强、是R-（-）-唑酮草酯的2.04倍和Rac-唑酮草酯的1.1倍,而S-（+）-唑酮草酸的相对毒力为R-（-）-唑酮草酸的1.9倍,Rac-唑酮草酸的抑制作用最强,其相对毒力为S-（+）-唑酮草酸的1.5倍、R-（-）-唑酮草酸的2.9倍,代谢物唑酮草酸对映单体混合后表现出一定的活性增强作用。通过同源模建和分子对接技术,考察了唑酮草酸与唑酮草酯对靶标蛋白之间不同的结合模式,结果发现,唑酮草酯和唑酮草酸S体活性均大于R体活性,从分子模拟的角度解释了唑酮草酯及其代谢物唑酮草酸的选择性生物活性差异的原因。（6）首次开展了唑酮草酯及其对映体对水生生物（羊角月牙藻、大型溞和斑马鱼）立体选择性急性毒性研究。结果表明,唑酮草酯及其对映体对不同种类的水生生物的急性毒性大小各不同,毒性大小顺序依次为羊角月牙藻>斑马鱼>大型溞;R-（-）-唑酮草酯和Rac-唑酮草酯对羊角月牙藻的急性毒性均为高毒,而S-（+）-唑酮草酯则为中毒;Rac-唑酮草酯、S-（+）-唑酮草酯和R-（-）-唑酮草酯对大型溞的急性毒性均为低毒;Rac-唑酮草酯、S-（+）-唑酮草酯和R-（-）-唑酮草酯对斑马鱼的急性毒性均为中毒。唑酮草酯及其对映体对羊角月牙藻的急性毒性具有较明显立体选择性,对羊角月牙藻的毒性大小顺序依次为R-（-）-唑酮草酯>Rac-唑酮酮草酯>S-（+）-唑酮草酯,R-（-）-唑酮酮草酯的急性毒性最强,毒性是S-（+）-唑酮草酯的5.0倍、Rac-唑酮草酯的2.8倍;而对大型潘和斑马鱼的急性毒性选择性差异不明显,唑酮草酯外消旋体对大型骚和斑马鱼的急性毒性均最强,这可能与水生生物体细胞结构和体内蛋白质、酶等手性环境差异有关,其毒性效应差异的机理还需要进一步深入研究。
陈梦现[8]（2016）在《新农药吩胺霉素在液相中的光化学降解研究》文中指出吩胺霉素（phenazine-1-carboxamide）化学名称为:吩嗪-1-甲酰胺,是一种新型抗生素类杀菌剂。它是绿针假单胞菌nlsy001（Pseudomonas chlororaphis）通过微生物培养、发酵、提取而获得的一种对多种真菌性植物病害具有良好的抑制效果的新型生物农药。吩胺霉素可以有效的抑制黄瓜霜霉病、水稻纹枯病、西瓜枯萎病、辣椒疫病、等多种蔬菜水果和粮食病原真菌。为了评价该药剂在环境介质中的降解转化,作者于2015年6月2016年5月对吩胺霉素在液相中的光降动力学及其原理进行研究,希望能为该药剂的降解转化和环境潜在危险评估提供理论依据。主要研究结果如下:（1）初始质量浓度对吩胺霉素光化学降解有重要影响,初始质量浓度越高,光解速率越慢。超纯水中初始质量浓度为2、5、10mg/kg的吩胺霉素紫外光解半衰期分别为14.174h、22.012h、28.191h。（2）pH值对吩胺霉素光化学降解有重要影响,酸性条件下吩胺霉素光解最快,中性条件光解速率慢于酸性条件,碱性条件下光解最慢。初始质量浓度10mg/kg的吩胺霉素在pH4、7、10缓冲溶液中的紫外光解半衰期分别为4.937h、16.195h、18.633h。（3）离子对吩胺霉素光化学降解有重要影响,Fe3+、NH+4、NO-3对吩胺霉素有光敏化作用,Cu2+、NO-2对吩胺霉素有光猝灭作用。（4）有机物对吩胺霉素光化学降解有重要影响,添加10mg/kg腐殖酸对吩胺霉素的光解有一定的抑制作用。（5）光源对吩胺霉素光化学降解有重要影响,水、乙腈、甲醇、正己烷中吩胺霉素紫外光解快于氙灯光解,丙酮和乙酸乙酯中吩胺霉素紫外光解慢于氙灯光解。（6）水源对吩胺霉素光化学降解有重要影响,吩胺霉素降解速率从高到低为:超纯水>桶装水>自来水>湘江水。（7）根据吩胺霉素的分子结构式和产物碎片的质量初步推断,吩胺霉素在有机溶剂中的紫外光解途径可能为:甲醇溶液紫外光解产生CH3O·,在吩胺霉素3、7位碳上发生取代反应,产生a和b两种降解产物;正己烷中含有的水分紫外光解产生OH·,在3、7位碳上发生取代反应产生c或者d;丙酮中吩胺霉素紫外光解首先发生杂环上两个C-N的断裂,接着两个C分别连接一个OH·和一个H·形成降解产物e苯酚。
杨姗[9]（2015）在《荧光标记法研究鱼类GABA受体与药物的相互作用》文中研究表明荧光标记法是一种价格低廉,方法简便,环境友好,灵敏度高的非放射性标记手段。本文通过荧光标记法研究鱼类γ-氨基丁酸（GABA）受体与苯二氮类及杀虫剂类药物的相互作用,进一步比较鱼类和哺乳动物脑内GABA受体的异同,对研制高选择性、环境友好的绿色农药具有重要意义。本文研究结果如下:第一,采用1%Nonidet P-40,1%Triton X-100,4%CHAPS,0.5%Lubrol-PX,2%OCTG,2%脱氧胆酸钠等六种去垢剂增溶GABA受体蛋白,比较了其溶出效率;结果表明1%Nonidet P-40溶出量最多,达到729μg/m L。第二,通过比较Ro7-1986/1和氟虫腈两种亲和柱对鳙鱼脑GABA受体分离纯效率,发现Ro7-1986/1亲和柱对鳙鱼GABA受体的分离效率高于氟虫腈亲和柱,分离效率为32.0%。第三,成功制备两种GABA受体的配体荧光复合物:FITC-Ro7和FITC-氟虫腈,利用傅里叶红外光谱（FTIR）和氢谱核磁共振（1H-NMR）等手段对其结构进行表征。第四,荧光标记法实验测得Ro7-1986/1和氟虫腈与鱼类GABA受体的亲和常数Kd值分别为67±5 nmol/L和346±6 nmol/L;最大结合量[RT]值分别为13.8±1.8 pmol/mg protein和40.6±3.5 pmol/mg protein。结果表明:同哺乳动物相比,Ro7-1986/1对鳙鱼脑GABA受体结构亲和力与哺乳动物相似。而氟虫腈对鱼类和昆虫GABA受体亲和力明显比哺乳动物高,这可能是氟虫腈对鱼类毒性高于哺乳动物毒性的一方面原因。第五,通过测定游离配体、含受体蛋白结合配体以及甲醇解离所得结合配体这三种方法比较,发现通过测定甲醇解离得到的Kd值最小,FITC-Ro7和FITC-氟虫腈的Kd值分别为67±5 nmol/L和346±6 nmol/L,更接近真实值。第六,竞争性取代试验结果表明,FITC-Ro7特异性结合随GABA浓度的升高而逐渐增加,说明GABA能促进FITC-Ro7对鳙鱼脑GABA受体的结合。进一步表明鱼类与哺乳动物脑内GABA受体结构和性质相近。
林琎[10]（2015）在《氟吡菌胺的环境安全性及其在黄瓜和土壤中的残留动态研究》文中提出氟吡菌胺为苯甲酰胺类杀菌剂,因化学结构新颖,作用机理特殊,在卵菌病害防治中效果突出,即将成为我国杀菌剂中的重要品种。为探明大量使用该药剂是否产生环境风险,本文从该药对环境生物的急性毒性、慢性毒性、环境行为、残留动态及最终残留量5个方面入手,全面评价了氟吡菌胺的环境安全性,为指导该药剂在我国的科学合理使用和管理提供依据,也为其它酰胺类杀菌剂的环境安全性评价提供参考。急性毒性试验结果表明,氟吡菌胺对意大利蜜蜂接触毒性和经口毒性的LD50（48h）>100μg·蜂-1,对日本鹌鹑经口急性毒性LD50（168h）>1000mg·kg-1体重,对赤子爱胜蚓急性毒性LC50（14d）>100mg·kg-1土,对家蚕急性毒性LC50（96h）为276.53 mg·L-1,即氟吡菌胺对蜜蜂、鹌鹑、蚯蚓和家蚕均为低毒级;对玉米螟赤眼蜂为低风险性（安全系数>264.1）。对斑马鱼急性毒性LC50（96h）为1.489mg·L-1,对植物藻急性抑制毒性EC50（72h）为1.238 mg·L-1、大型溞急性活动抑制EC50（48h）为4.155 mg·L-1,即氟吡菌胺对斑马鱼、植物藻和大型溞3种水生生物的急性毒性均为中毒级;对黑斑蛙蝌蚪急性毒性LC50（96h）为0.943 mg·L-1,为高毒级。氟吡菌胺对3个阶段斑马鱼均具有致死能力,对初孵仔鱼LC50（48h）值为0.204mg·L-1,成鱼LC50（96h）为0.286 mg·L-1,幼鱼LC50（96h）为1.489 mg·L-1。处理后,胚胎出现心包囊肿、卵黄囊不吸收、黑色素沉积少及鱼体弯曲等症状;成鱼体重下降,产卵量减少,有效卵量降低;仔鱼大部分出现心包囊肿、体弯曲等畸形。氟吡菌胺在水体中浓度>0.0298 mg·L-1时,对斑马鱼各生命阶段的生长发育均具有潜在危害。氟吡菌胺水解和光解均符合一级动力学方程,属于较难水解的杀菌剂;在500W汞灯光强40000lx、110000lx和紫外强度为9000-11000uw·cm-2时,20mg·L-1的氟吡菌胺光解半衰期分别为3.76h、0.867h和2.30h,较易光解;在300W氙灯,365nm下,光强8000lx,紫外强度64.5 uw·cm-2,10 mg·L-1的氟吡菌胺光解半衰期为130.75h,较难光解;在好氧条件下,氟吡菌胺在山东棕壤土、东北黑土和江西红壤土中降解半衰期分别为19.47d、38.29d和45.00d,在山东棕壤土中易降解,在东北黑土和江西红壤土中可中等降解;在厌氧条件下,氟吡菌胺在山东棕壤土、江西红壤土和东北黑土中降解半衰期分别为40.53d、72.19d和203.82d,氟吡菌胺在山东棕壤土和江西红壤土中可中等降解,在东北黑土中难降解。厌氧条件不利于氟吡菌胺在土壤中的降解。氟吡菌胺在江西红壤土、东北黑土和山东棕壤土中的吸附平衡时间分别为9h、18h和21h,3种土壤对氟吡菌胺的土壤吸附系数分别为246.51、813.03和217.85,分别属于较难吸附、较易吸附和中等吸附等级,3种土壤的吸附均为物理吸附。氟吡菌胺在东北黑土、山东棕壤土和江西红壤土薄板上比移值分别为0.099、0.303和0.400,表明氟吡菌胺在3种受试土薄板中移动速度由快到慢为:江西红壤土>山东棕壤土>东北黑土;氟吡菌胺在3种土柱中淋溶,江西红壤土淋出液中含量占添加量的30%左右,东北黑土淋出液中含量仅为添加量的1%左右,山东棕壤土淋出液中则未检出。东北黑土土表向下10cm深的土柱范围内可检出氟吡菌胺总添加量的50%以上,山东棕壤土土表向下20cm深的土柱范围内可检出氟吡菌胺总添加量的50%左右;氟吡菌胺在3种受试土柱中淋溶移动速度由快到慢为:江西红壤土>山东棕壤土>东北黑土。氟吡菌胺可在鱼体中富集,斑马鱼在0.745,0.149和0.0149 mg·L-1的氟吡菌胺水溶液中暴露192h时,生物富集系数BCF分别为33.65、26.39和193.25;根据化学农药环境安全评价试验准则评价标准,10<BCF≤1000,氟吡菌胺属于中等富集性农药。氟吡菌胺以140.625g·hm-2剂量喷雾,施药后2h,黄瓜植株中的残留量可达99.40mg·kg-1植株,土表5cm的土壤中残留量可达2.52mg·kg-1土壤,植株中残留量远远大于土壤中残留量;消解动态研究表明,氟吡菌胺在黄瓜植株和土壤中的半衰期分别为7.64d和14.59d,即氟吡菌胺在黄瓜植株上的衰减速度快,在土壤中的衰减速度慢;施药后13d,黄瓜瓜条中可检出0.397mg·kg-1黄瓜,25d可检出0.040 mg·kg-1黄瓜。2014年我国国标GB2763-2014规定了氟吡菌胺在黄瓜中的最大残留限量为0.5mg·kg-1黄瓜。以此为标准,用70.3125g·hm-2氟吡菌胺喷雾,间隔3d喷1次,连续喷洒4次,最后一次喷药后3d,氟吡菌胺在黄瓜中的残留量低于该限量。以140.625 g·hm-2剂量喷洒4次,最后一次喷药后10d,氟吡菌胺在黄瓜中的残留量也低于该限量。因此,建议在黄瓜上施用氟吡菌胺时,剂量为70.3125 g·hm-2,施用次数不应超过4次,第4次喷药后间隔3d可采摘,即安全间隔期为3d。综上所述,氟吡菌胺除对水生生物有一定的毒性外,对蜜蜂、鸟类、家蚕、蚯蚓和天敌赤眼蜂等环境生物均比较安全。氟吡菌胺在水中不易水解,不易光解,在鱼体中可富集,属于中等富集性农药。该药剂在土壤中不易降解,不同土壤中吸附等级差异较大,在土壤薄层中不易移动或可中等移动;在东北黑土中较难淋溶,淋溶移动速度由快到慢为:江西红壤土>山东棕壤土>东北黑土。鉴于该药剂对水生生物的毒性较高和对脊椎动物有生物富集现象,建议施用时远离水源地或鱼塘等,避免其造成水体污染。田间推荐剂量为70.3125 g·hm-2,使用次数最多4次,安全间隔期为3天。
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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。
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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。
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 人参概况 |
| 1.2 农药残留检测技术 |
| 1.3 农药的水解研究进展 |
| 1.4 农药的光解研究进展 |
| 1.5 农药的微生物降解研究进展 |
| 1.6 农药在土壤中吸附与解吸研究进展 |
| 1.7 氟吡呋喃酮简介 |
| 1.8 研究目的与意义 |
| 1.9 研究内容与技术路线 |
| 第二章 氟吡呋喃酮及其代谢物在人参中的残留分析方法研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 氟吡呋喃酮在人参中的消解动态、最终残留和膳食风险评估 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 氟吡呋喃酮的水解研究 |
| 第一节 氟吡呋喃酮在缓冲溶液中的水解 |
| 4.1.1 材料与方法 |
| 4.1.2 结果与讨论 |
| 4.1.3 小结 |
| 第二节 水中可溶性介质对氟吡呋喃酮的水解影响 |
| 4.2.1 材料与方法 |
| 4.2.2 结果与讨论 |
| 4.2.3 小结 |
| 第三节 氟吡呋喃酮在自然水体中的水解 |
| 4.3.1 材料与方法 |
| 4.3.2 结果与讨论 |
| 4.3.3 小结 |
| 第五章 氟吡呋喃酮的光解研究 |
| 第一节 氟吡呋喃酮在水溶液中的光解 |
| 5.1.1 材料与方法 |
| 5.1.2 结果与讨论 |
| 5.1.3 小结 |
| 第二节 水中可溶性介质对氟吡呋喃酮的光解影响 |
| 5.2.1 材料与方法 |
| 5.2.2 结果与讨论 |
| 5.2.3 小结 |
| 第三节 氟吡呋喃酮在水溶液中的光解机理 |
| 5.3.1 材料与方法 |
| 5.3.2 结果与讨论 |
| 5.3.3 小结 |
| 第四节 氟吡呋喃酮在土壤表面的光解 |
| 5.4.1 材料与方法 |
| 5.4.2 结果与讨论 |
| 5.4.3 小结 |
| 第六章 氟吡呋喃酮在土壤中的吸附行为 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 结论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 不足之处与后续研究 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 手性农药 |
| 1.2 手性农药对映体的色谱拆分法 |
| 1.2.1 薄层色谱法 |
| 1.2.2 毛细管电泳法 |
| 1.2.3 气相色谱法 |
| 1.2.4 高效液相色谱法 |
| 1.2.5 超临界流体色谱法 |
| 1.3 手性农药立体选择性环境行为 |
| 1.3.1 手性农药在土壤中的立体选择性行为 |
| 1.3.2 手性农药在水体中的立体选择性行为 |
| 1.3.3 手性农药在植物中的立体选择性行为 |
| 1.4 手性农药对映体的生物活性和生态毒性 |
| 1.4.1 手性农药对映体生物活性差异 |
| 1.4.2 手性农药对映体生态毒性差异 |
| 1.5 手性农药在动物中的选择性富集 |
| 1.5.1 生物富集 |
| 1.5.2 手性农药在动物体内的选择性富集 |
| 1.6 模式生物斑马鱼 |
| 1.6.1 斑马鱼 |
| 1.6.2 斑马鱼在农药安全性评价中的应用 |
| 1.7 手性农药乙螨唑及其对映体研究概况 |
| 1.8 本文的立题依据和技术路线 |
| 第二章 乙螨唑对映体的分离与绝对构型确认 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 仪器 |
| 2.2.2 试剂 |
| 2.2.3 标准溶液配制 |
| 2.2.4 质谱条件优化 |
| 2.2.5 基于UPLC-MS/MS的乙螨唑对映体分离 |
| 2.2.6 基于SFC-MS/MS的乙螨唑对映体分离 |
| 2.2.7 色谱参数计算 |
| 2.2.8 乙螨唑对映体绝对构型的确认 |
| 2.3 结果分析与讨论 |
| 2.3.1 质谱条件 |
| 2.3.2 基于UPLC-MS/MS的乙螨唑手性分离 |
| 2.3.3 基于SFC-MS/MS的乙螨唑手性分离 |
| 2.3.4 乙螨唑对映体绝对构型的确认 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 乙螨唑立体选择性环境行为研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 仪器 |
| 3.2.2 试剂 |
| 3.2.3 标准溶液配制 |
| 3.2.4 田间实验 |
| 3.2.5 样品前处理 |
| 3.2.6 方法评价 |
| 3.2.7 计算公式 |
| 3.3 结果分析与讨论 |
| 3.3.1 乙螨唑对映体检测方法评价 |
| 3.3.2 乙螨唑在3种水果和田间土壤中的立体选择性降解 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 乙螨唑对映体立体选择性生物活性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 仪器与试剂 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果分析与讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 乙螨唑对映体立体选择性生态毒性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 仪器与试剂 |
| 5.2.2 供试生物与培养 |
| 5.2.3 乙螨唑对映体稳定性测试 |
| 5.2.4 乙螨唑对映体急性毒性测定 |
| 5.3 结果分析与讨论 |
| 5.3.1 乙螨唑对映体稳定性 |
| 5.3.2 乙螨唑对映体生态毒性差异 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 乙螨唑在斑马鱼中的生物富集及毒性研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试剂 |
| 6.2.2 仪器设备 |
| 6.2.3 实验动物 |
| 6.2.4 给药与样本采样方案 |
| 6.2.5 乙螨唑对映体生物富集与降解分析方法 |
| 6.2.6 酶活测定与数据分析 |
| 6.2.7 数据分析及动力学模型 |
| 6.3 结果分析与讨论 |
| 6.3.1 前处理方法的优化 |
| 6.3.2 定量分析方法的确认 |
| 6.3.3 乙螨唑对映体在斑马鱼中生物富集与降解 |
| 6.3.4 乙螨唑对斑马鱼抗氧化系统的干扰 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 精吡氟禾草灵简介 |
| 1.2 人参基本情况 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 第二章 精吡氟禾草灵的水解行为 |
| 第一节 精吡氟禾草灵的水解动力学 |
| 2.1.1 材料与方法 |
| 2.1.2 结果与分析 |
| 2.1.3 反应温度对水解速率的影响 |
| 2.1.4 介质pH值对水解速率的影响 |
| 2.1.5 小结与讨论 |
| 第二节 精吡氟禾草灵的碱水解产物及降解途径 |
| 2.2.1 材料与方法 |
| 2.2.2 结果与分析 |
| 2.2.3 小结与讨论 |
| 第三章 精吡氟禾草灵的光解行为 |
| 第一节 精吡氟禾草灵在水中的光解动力学 |
| 3.1.1 材料与方法 |
| 3.1.2 结果与分析 |
| 3.1.3 小结与讨论 |
| 第二节 精吡氟禾草灵在参地土壤表面的光解 |
| 3.2.1 材料与方法 |
| 3.2.2 结果与分析 |
| 3.2.3 小结与讨论 |
| 第四章 精吡氟禾草灵光解的影响因素 |
| 第一节 纳米二氧化钛介导精吡氟禾草灵的光催化降解 |
| 4.1.1 材料与方法 |
| 4.1.2 结果与分析 |
| 4.1.3 小结与讨论 |
| 第二节 参地土壤主要特色元素对精吡氟禾草灵光解的影响 |
| 4.2.1 材料与方法 |
| 4.2.2 结果与分析 |
| 4.2.3 小结与讨论 |
| 第三节 腐殖酸对精吡氟禾草灵光解的影响 |
| 4.3.1 材料与方法 |
| 4.3.2 结果与分析 |
| 4.3.3 小结与讨论 |
| 第四节 参地常用生物农药对精吡氟禾草灵光解的影响 |
| 4.4.1 材料与方法 |
| 4.4.2 结果与分析 |
| 4.4.3 小结与讨论 |
| 第五章 精吡氟禾草灵在人参种植体系中的残留行为及膳食风险评估 |
| 第一节 人参和参地土壤精吡氟禾草灵及其主要代谢物残留分析方法 |
| 5.1.1 材料与方法 |
| 5.1.2 结果与分析 |
| 5.1.3 小结与讨论 |
| 第二节 人参、人参植株和参地土壤样品中精吡氟禾草灵的冷储稳定性 |
| 5.2.1 材料与方法 |
| 5.2.2 结果与分析 |
| 5.2.3 小结与讨论 |
| 第三节 精吡氟禾草灵在人参种植体系中的残留规律及膳食风险评估 |
| 5.3.1 材料与方法 |
| 5.3.2 结果与分析 |
| 5.3.3 小结与讨论 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 研究不足之处与建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 苯肽胺酸研究进展 |
| 1.1.1 苯肽胺酸简介 |
| 1.1.2 苯肽胺酸对作物的调节作用 |
| 1.1.3 苯肽胺酸的毒性 |
| 1.1.4 苯肽胺酸的检测方法 |
| 1.2 农药的内吸作用研究进展 |
| 1.2.1 农药吸收传导路径 |
| 1.2.2 影响农药吸收传导的因素 |
| 1.2.3 农药吸收传导的研究方法 |
| 1.2.4 农药吸收传导研究的应用 |
| 1.3 问题的提出及研究思路 |
| 第二章 苯肽胺酸检测方法的建立 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 仪器与设备 |
| 2.1.2 药剂与试剂 |
| 2.1.3 色谱条件 |
| 2.1.4 标准溶液的配置 |
| 2.1.5 样品提取及净化方法开发与优化 |
| 2.1.6 植物材料及水样添加回收试验 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 标准曲线建立 |
| 2.2.2 样品提取方法的确定 |
| 2.2.3 样品净化方法的确定 |
| 2.2.4 样品的添加回收率与相对标准偏差 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 苯肽胺酸在不同pH水溶液中的降解动态 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 仪器与设备 |
| 3.1.2 药剂与试剂 |
| 3.1.3 供试水样 |
| 3.1.4 试验设计 |
| 3.1.5 分析方法 |
| 3.1.6 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 苯肽胺酸在小麦与辣椒植株中的吸收传导与分布 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 仪器与设备 |
| 4.1.2 药剂与试剂 |
| 4.1.3 供试材料 |
| 4.1.4 试验设计 |
| 4.1.5 样品检测方法 |
| 4.1.6 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 辣椒根系对苯肽胺酸的吸收传导及分布 |
| 4.2.2 小麦根系对苯肽胺酸的吸收传导及分布 |
| 4.2.3 叶施后辣椒植株中苯肽胺酸的吸收传导与分布 |
| 4.2.4 叶施后小麦植株中苯肽胺酸的吸收传导与分布 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 苯肽胺酸容易被植株快速吸收 |
| 4.3.2 苯肽胺酸具有双向传导的能力 |
| 4.3.3 小麦和辣椒吸收传导存在差异 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 小麦和辣椒植株与种子对苯肽胺酸的吸收与降解 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 仪器与设备 |
| 5.1.2 药剂与试剂 |
| 5.1.3 供试材料 |
| 5.1.4 试验设计 |
| 5.1.5 样品检测方法 |
| 5.1.6 数据处理 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 小麦与辣椒植株中苯肽胺酸吸收与降解动态 |
| 5.2.2 小麦与辣椒种子中苯肽胺酸吸收与降解动态 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 植株与种子均可吸收苯肽胺酸 |
| 5.3.2 种子与植株降解苯肽胺酸能力有差异 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 讨论 |
| 6.1 苯肽胺酸易被作物的根、叶及种子吸收 |
| 6.2 苯肽胺酸在植株中能够双向传导 |
| 6.3 苯肽胺酸在作物中易降解 |
| 6.4 有待进一步开展的工作 |
| 第七章 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 手性农药概述 |
| 1.2 手性农药分离分析 |
| 1.2.1 手性农药对映体的分离研究进展 |
| 1.2.1.1 直接结晶拆分法 |
| 1.2.1.2 化学拆分法 |
| 1.2.1.3 生物拆分法 |
| 1.2.1.4 色谱拆分法 |
| 1.2.1.5 高效液相色谱在手性农药分离中的应用 |
| 1.2.2 主要手性农药对映体的分析研究概况 |
| 1.2.2.1 拟除虫菊酯杀虫剂 |
| 1.2.2.2 有机磷杀虫剂 |
| 1.2.2.3 芳氧苯氧基丙酸酯除草剂 |
| 1.2.2.4 三唑类、酰胺类等杀菌剂 |
| 1.3 手性化合物绝对构型确定 |
| 1.4 手性农药环境行为研究 |
| 1.4.1 手性农药对映异构体混合物比例的评价参数 |
| 1.4.1.1 对映体比率(ER) |
| 1.4.1.2 对映体分数(EF) |
| 1.4.1.3 对映体选择性(ES) |
| 1.4.1.4 对映体过剩(ee) |
| 1.4.1.5 对映体纯度(c.p.) |
| 1.4.2 手性农药在水体中的立体选择性环境行为研究 |
| 1.4.3 手性农药在土壤、污泥中的立体选择性环境行为研究 |
| 1.4.4 手性农药在动物中的立体选择性环境行为研究 |
| 1.4.5 手性农药在植物中的立体选择性环境行为研究 |
| 1.5 研究目的和主要内容 |
| 第二章 基于HPLC-MS/MS的手性杀菌剂分析和应用 |
| 2.1 双炔酰菌胺分离分析 |
| 2.1.1 引言 |
| 2.1.2 材料与方法 |
| 2.1.2.1 试剂和材料 |
| 2.1.2.2 仪器条件 |
| 2.1.2.3 方法验证 |
| 2.1.3 结果与讨论 |
| 2.1.3.1 双炔酰菌胺对映体绝对构型的确定 |
| 2.1.3.2 手性柱和流动相组成的影响 |
| 2.1.3.3 柱温的影响 |
| 2.1.3.4 方法验证 |
| 2.1.3.5 实际样品的应用 |
| 2.2 氯苯嘧啶醇和氟苯嘧啶醇分离 |
| 2.2.1 引言 |
| 2.2.2 材料与方法 |
| 2.2.2.1 试剂和材料 |
| 2.2.2.2 仪器条件 |
| 2.2.2.3 样品制备 |
| 2.2.2.4 土壤样品提取 |
| 2.2.2.5 水果和蔬菜样品提取 |
| 2.2.2.6 方法验证 |
| 2.2.3 结果与讨论 |
| 2.2.3.1 氯苯嘧啶醇和氟苯嘧啶醇单体绝对构型的确定 |
| 2.2.3.2 质谱条件的优化和裂解途径 |
| 2.2.3.3 手性柱和流动相组成的影响 |
| 2.2.3.4 柱温对手性拆分的影响 |
| 2.2.3.5 方法验证 |
| 2.3 酰胺类杀菌剂分离 |
| 2.3.1 引言 |
| 2.3.2 材料与方法 |
| 2.3.2.1 试剂和材料 |
| 2.3.2.2 仪器条件 |
| 2.3.2.3 样品制备 |
| 2.3.2.4 方法验证 |
| 2.3.3 结果与讨论 |
| 2.3.3.1 色谱条件优化 |
| 2.3.3.2 方法验证 |
| 2.3.3.3 实际样品的应用 |
| 2.4 三唑类杀菌剂分离分析和应用 |
| 2.4.1 引言 |
| 2.4.2 材料与方法 |
| 2.4.2.1 试剂和材料 |
| 2.4.2.2 液相色谱-质谱分析 |
| 2.4.3 结果与讨论 |
| 2.4.3.1 质谱条件的优化 |
| 2.4.3.2 流动相组成对拆分的影响 |
| 2.4.3.3 色谱柱温度对拆分的影响 |
| 2.4.3.4 手性固定相对拆分的影响 |
| 2.5 戊唑醇和四氟醚唑在草莓上降解行为研究 |
| 2.5.1 材料与方法 |
| 2.5.2 结果与讨论 |
| 2.6 腈菌唑和腈苯唑在草莓上降解行为研究 |
| 2.6.1 材料与方法 |
| 2.6.2 结果与讨论 |
| 2.7 小结 |
| 第三章 基于HPLC-MS/MS的手性杀虫剂分析和应用 |
| 3.1 乙虫腈分离(S手性) |
| 3.1.1 引言 |
| 3.1.2 材料和方法 |
| 3.1.2.1 试剂和材料 |
| 3.1.2.2 色谱条件 |
| 3.1.2.3 手性分离 |
| 3.1.2.4 提取和净化 |
| 3.1.3 结果与讨论 |
| 3.1.3.1 液相色谱-质谱分析 |
| 3.1.3.2 手性拆分和对映体洗脱顺序 |
| 3.1.3.3 固相萃取洗脱体系 |
| 3.1.3.4 线性范围与基质效应分析 |
| 3.1.3.5 准确度和精密度 |
| 3.1.3.6 方法的灵敏度(LOQ) |
| 3.2 水胺硫磷分离分析(P手性) |
| 3.2.1 引言 |
| 3.2.2 材料和方法 |
| 3.2.2.1 试剂、材料和仪器 |
| 3.2.2.2 对映体圆二色光谱测定 |
| 3.2.2.3 对映体分离 |
| 3.2.2.4 样品前处理 |
| 3.2.2.5 方法验证 |
| 3.2.3 结果与讨论 |
| 3.2.3.1 对映体绝对构型确定 |
| 3.2.3.2 水胺硫磷在二级质谱中裂解途径 |
| 3.2.3.3 手性固定相和流动相对分离的影响 |
| 3.2.3.4 柱温对分离的影响 |
| 3.2.3.5 样品净化 |
| 3.2.3.6 方法验证 |
| 3.3 水胺硫磷在土壤上降解研究 |
| 3.3.1 引言 |
| 3.3.2 材料和方法 |
| 3.3.2.1 试剂和材料 |
| 3.3.2.2 土壤样品 |
| 3.3.2.3 水胺硫磷在有氧条件下的降解 |
| 3.3.2.4 水胺硫磷在灭菌条件下的降解 |
| 3.3.2.5 土壤样品的提取和净化 |
| 3.3.2.6 仪器条件 |
| 3.3.2.7 方法验证 |
| 3.3.3 结果和讨论 |
| 3.3.3.1 方法验证 |
| 3.3.3.2 水胺硫磷在土壤中的降解 |
| 3.4 小结 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 文献综述 |
| 1.1 多糖基质聚合物 |
| 1.1.1 多糖 |
| 1.1.2 多糖基质聚合物 |
| 1.1.3 多糖基质聚合物应用 |
| 1.2 纳米农药胶囊 |
| 1.2.1 纳米胶囊 |
| 1.2.2 多糖基质聚合物纳米胶囊 |
| 1.2.3 多糖基质聚合物纳米农药胶囊的制备方法 |
| 1.3 纳米农药胶囊的国内外发展现状 |
| 1.3.1 纳米农药胶囊的国内发展现状 |
| 1.3.3 纳米农药胶囊国外发展现状 |
| 1.4 材料 |
| 1.4.1 羧甲基壳聚糖(CMCS) |
| 1.4.2 羧甲基纤维素钠(CMC) |
| 1.4.3 α-生育酚琥珀酸酯(Ts) |
| 1.5 研究工作的创新点及主要内容 |
| 2 羧甲基壳聚糖衍生物的制备及缓释性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料与试剂 |
| 2.2.2 主要实验仪器 |
| 2.3 实验部分 |
| 2.3.1 羧甲基壳聚糖的超声处理 |
| 2.3.2 羧甲基壳聚糖衍生物制备 |
| 2.3.3 原料及终产物的结构表征 |
| 2.3.4 CMCSD临界胶束浓度(CMC)的测定 |
| 2.3.5 戊唑醇CMCSD纳米胶囊的制备 |
| 2.3.6 戊唑醇CMCSD纳米胶囊的粒径分布和形貌 |
| 2.3.7 戊唑醇CMCSD纳米胶囊的负载率及包封率 |
| 2.3.8 戊唑醇CMCSD纳米胶囊缓释实验 |
| 2.3.9 戊唑醇CMCSD纳米胶囊抑菌实验 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 多糖基质聚合物的合成路线 |
| 2.4.2 原料、中间产物及多糖基质聚合物的结构表征 |
| 2.4.3 CMCSD自组装纳米胶束表征 |
| 2.4.4 戊唑醇CMCSD纳米胶囊粒径分布和形貌 |
| 2.4.5 戊唑醇CMCSD纳米胶囊的载药性能、缓释特征分析 |
| 2.4.6 戊唑醇CMCSD纳米胶囊抑菌实验 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 羧甲基纤维素钠衍生物的制备及缓释性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 主要实验仪器 |
| 3.3 实验部分 |
| 3.3.1 羧甲基纤维素钠的超声处理 |
| 3.3.2 羧甲基纤维素钠衍生物制备 |
| 3.3.3 原料及终产物的结构表征 |
| 3.3.4 CMCD临界胶束浓度(CMC)的测定 |
| 3.3.5 戊唑醇CMCD纳米胶囊的制备 |
| 3.3.6 戊唑醇CMCD纳米胶囊的粒径分布和形貌 |
| 3.3.7 戊唑醇CMCD纳米胶囊的负载率及包封率 |
| 3.3.8 戊唑醇CMCD纳米胶囊缓释实验 |
| 3.3.9 戊唑醇CMCD纳米胶囊抑菌实验 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 多糖基质聚合物的合成路线 |
| 3.4.2 原料、中间产物及多糖基质聚合物的结构表征 |
| 3.4.3 CMCD自组装纳米胶束表征 |
| 3.4.4 戊唑醇CMCD纳米胶囊粒径分布和形貌 |
| 3.4.5 戊唑醇CMCD纳米胶囊的载药性能、缓释特征分析 |
| 3.4.6 戊唑醇CMCD纳米胶囊抑菌实验 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 两种新型纳米农药胶囊与过氧化物酶的相互作用研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 材料与试剂 |
| 4.2.2 主要实验仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 Teb、CMCSD、CMCD、Teb/CMCSD、Teb/CMCD与 HRP复合溶液的制备 |
| 4.3.2 Teb、CMCSD、CMCD、Teb/CMCSD、Teb/CMCD与 HRP的荧光光谱测定 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 Teb、CMCSD、CMCD、Teb/CMCSD、Teb/CMCD与 HRP的荧光发射光谱特征 |
| 4.4.2 Teb、CMCSD、CMCD、Teb/CMCSD、Teb/CMCD与 HRP相互作用的结合常数(K) |
| 4.4.3 Teb、CMCSD、CMCD、Teb/CMCSD、Teb/CMCD对 HRP构象的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 硕士期间发表/投稿论文、专利 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 绪论 |
| 第一章 文献综述 |
| 1 手性及手性农药概述 |
| 2 手性农药对映体分离及构型研究进展 |
| 2.1 手性农药对映体的分离方法 |
| 2.2 手性农药立体构型研究 |
| 3 手性农药对映异构体生物活性研究进展 |
| 4 手性农药对映异构体选择性生态毒性研究进展 |
| 5 手性农药对映体的立体选择性降解研究进展 |
| 5.1 手性农药对映体混合物定量评价方法 |
| 5.2 手性农药对映体在水体、土壤中选择性行为 |
| 5.3 手性农药对映体在植物体内选择性降解行为研究 |
| 5.4 手性农药对映体在动物体内选择性行为研究 |
| 6 手性除草剂唑酮草酯的研究进展 |
| 6.1 唑酮草酯的基本性质及其应用情况 |
| 6.2 唑酮草酯的残留分析及环境行为研究进展 |
| 6.3 唑酮草酯的手性研究进展 |
| 7 本论文研究目的及意义 |
| 第二章 唑酮草酯及其代谢物唑酮草酸在农产品和土壤中手性LC-MS/MS分析方法的建立 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 药品与试剂 |
| 1.2 仪器与设备 |
| 1.3 色谱分离条件优化 |
| 1.4 对映体比旋光度测定与绝对构型确定 |
| 1.4.1 比旋光度的测定 |
| 1.4.2 绝对构型的确定 |
| 1.5 样品前处理方法 |
| 1.5.1 水稻植株、小麦植株、玉米植株,糙米、稻壳、麦粒和玉米籽粒 |
| 1.5.2 土壤 |
| 1.6 线性范围与方法确证 |
| 1.6.1 标准曲线制备 |
| 1.6.2 准确度、精密度和灵敏度 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 色谱分离条件优化 |
| 2.2 质谱条件优化 |
| 2.3 唑酮草酯和唑酮草酸比旋光度测定和绝对构型的确定 |
| 2.4 唑酮草酯及其代谢物对映体流出顺序确定 |
| 2.5 样品前处理选择优化 |
| 2.6 方法的线性、最低检出限(LOD)、最低检出量(LOQ)和基质效应 |
| 2.7 方法的准确度和精密度 |
| 3 本章小结 |
| 第三章 唑酮草酯及其代谢物唑酮草酸在农作物和土壤中的立体选择性降解行为研究 |
| 1 试验材料与方法 |
| 1.1 试剂和材料 |
| 1.2 仪器与设备 |
| 1.3 残留田间试验设计 |
| 1.3.1 小麦植株和土壤田间试验 |
| 1.3.2 玉米植株田间试验 |
| 1.3.3 水稻植株田间试验 |
| 1.4 室内土壤降解试验设计 |
| 1.5 样品前处理(同第二章1.5.1和1.5.2) |
| 1.6 仪器检测条件 |
| 1.6.1 液相色谱条件 |
| 1.6.2 质谱条件(同第二章2.2) |
| 1.7 数据处理 |
| 1.7.1 降解动力学分析 |
| 1.7.2 对映体选择性比值的计算 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 唑酮草酯及其代谢物对映体在小麦植株和田间土壤中的立体选择性降解 |
| 2.1.1 唑酮草酯及其代谢物对映体在小麦植株中的立体选择性降解 |
| 2.1.2 唑酮草酯及其代谢物对映体在小麦田土壤中的立体选择性降解 |
| 2.2 唑酮草酯及其代谢物对映体在玉米植株中的立体选择性降解 |
| 2.3 唑酮草酯及其代谢物对映体在水稻植株中的立体选择性降解 |
| 2.4 唑酮草酯及其代谢物对映体在三种不同类型土壤中的立体选择性降解 |
| 3 本章小结 |
| 第四章 唑酮草酯对映体立体选择性活性及机理研究 |
| 1 试验材料与方法 |
| 1.1 试剂和材料 |
| 1.2 仪器与设备 |
| 1.3 生物活性测定—玉米根长法 |
| 1.3.1 玉米种子预培育 |
| 1.3.2 药液配制 |
| 1.3.3 玉米根长测定试验 |
| 1.3.4 数据处理 |
| 1.4 对映体与作用靶标酶分子对接试验方法 |
| 1.4.1 模型构建 |
| 1.4.2 受体与配体文件准备 |
| 1.4.3 分子对接 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 唑酮草酯及其代谢物唑酮草酸对映体的选择性活性 |
| 2.1.1 唑酮草酯及其对映体的选择性生物活性 |
| 2.1.2 代谢物唑酮草酸及其对映体的选择性生物活性 |
| 2.2 唑酮草酯对映体与原卟啉原氧化酶(protoporphyrinogen oxidase,PPO)分子对接 |
| 2.3 受体与唑酮草酯及唑酮草酸对映体作用模式分析 |
| 3 本章小结 |
| 第五章 唑酮草酯对映体对非靶标生物的立体选择性急性毒性研究 |
| 1 试验材料与方法 |
| 1.1 试剂和材料 |
| 1.2 仪器与设备 |
| 1.3 供试生物 |
| 1.4 急性毒性试验方法 |
| 1.4.1 羊角月牙藻生长抑制测定 |
| 1.4.2 大型溞急性毒性测定 |
| 1.4.3 斑马鱼急性毒性测定 |
| 1.4.4 数据处理 |
| 1.4.5 农药对水生生物毒性等级划分 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 唑酮草酯对映体对羊角月牙藻的急性毒性差异 |
| 2.2 唑酮草酯对映体对大型溞急性毒性差异 |
| 2.3 唑酮草酯对映体对斑马鱼急性毒性差异 |
| 3 本章小结 |
| 全文结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 环境光化学基本原理 |
| 1.1.1 光的吸收 |
| 1.1.2 农药的光解类型 |
| 1.2 农药的光化学降解的影响因素 |
| 1.2.1 光源对农药光化学降解的影响 |
| 1.2.2 温度对农药光解的影响 |
| 1.2.3 农药初始浓度对光解的影响 |
| 1.2.4 有机溶剂对农药光解的光解 |
| 1.2.5 pH对农药光解的影响 |
| 1.2.6 不同水源对农药光解的影响 |
| 1.2.7 离子对光解的影响 |
| 1.2.8 催化剂对农药光解的影响 |
| 1.2.9 氧化剂对农药光解的影响 |
| 1.2.10 有机质对农药光解的影响 |
| 1.2.11 表面活性剂对农药光解的影响 |
| 1.2.12 农药混合剂对光解的影响 |
| 1.3 吩胺霉素简介 |
| 1.3.1 吩胺霉素的毒性 |
| 1.3.2 吩胺霉素对病菌的抑制 |
| 1.3.3 吩胺霉素的残留检测 |
| 1.3.3.1 实验仪器与试剂 |
| 1.3.3.2 实验方法 |
| 1.3.3.3 添加回收结果 |
| 1.4 研究内容以及目的 |
| 第二章 吩胺霉素在水中的光化学降解 |
| 2.1 实验仪器和试剂 |
| 2.1.1 主要仪器 |
| 2.1.2 主要试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验光源 |
| 2.2.2 吩胺霉素的提取和检测方法 |
| 2.2.3 吩胺霉素母液的配置 |
| 2.2.4 不同初始浓度吩胺霉素的光解 |
| 2.2.5 吩胺霉素在不同pH缓冲溶液中的光化学降解 |
| 2.2.5.1 不同pH缓冲溶液的配置 |
| 2.2.5.2 吩胺霉素在不同pH缓冲溶液中的稳定性 |
| 2.2.5.3 光解实验 |
| 2.2.6 吩胺霉素在水中的紫外/氙灯光解 |
| 2.2.7 离子对吩胺霉素光化学降解的影响 |
| 2.2.8 腐殖酸对吩胺霉素光化学降解的影响 |
| 2.2.9 数据计算与模拟公式 |
| 2.2.9.1 光解动力学方程的拟合 |
| 2.2.9.2 光解率及光敏(猝灭)率的计算 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 不同初始浓度对吩胺霉素光解影响 |
| 2.3.2 吩胺霉素在不同pH缓冲溶液中的光化学降解 |
| 2.3.2.1 吩胺霉素在不同pH缓冲溶液中的储存稳定性 |
| 2.3.2.2 吩胺霉素在不同pH缓冲溶液中的光化学降解 |
| 2.3.3 吩胺霉素在水中的紫外/氙灯光解 |
| 2.3.4 离子对吩胺霉素光化学降解的影响 |
| 2.3.5 腐殖酸对吩胺霉素光化学降解的影响 |
| 2.3.6 不同水体中吩胺霉素的光化学降解 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 初始浓度对吩胺霉素光化学降解的影响 |
| 2.4.2 pH值对吩胺霉素光化学降解的影响 |
| 2.4.3 光源对吩胺霉素的光化学降解影响 |
| 2.4.4 水溶性离子对吩胺霉素光化学降解的影响 |
| 2.4.5 腐殖酸对吩胺霉素光化学降解的影响 |
| 2.4.6 吩胺霉素在不同水源中的光化学降解 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 吩胺霉素在有机溶剂中的光解 |
| 3.1 实验仪器和试剂 |
| 3.1.1 主要仪器 |
| 3.1.2 主要试剂 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 实验光源 |
| 3.2.2 吩胺霉素的提取和检测方法 |
| 3.2.3 吩胺霉素母液的配置 |
| 3.3 吩胺霉素在有机溶剂中的光化学降解 |
| 3.3.1 吩胺霉素在有机溶剂中的紫外光解 |
| 3.3.2 吩胺霉素在有机溶剂中的氙灯光解 |
| 3.3.3 吩胺霉素在有机溶剂中的光化学降解产物探索 |
| 3.3.3.1 LC-MS测定条件 |
| 3.3.3.2 甲醇、乙醇、丙酮中光解产物的LC-MS分析 |
| 3.3.3.3 计算公式与统计方法 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 吩胺霉素在不同有机溶剂中的紫外光解 |
| 3.4.2 吩胺霉素在不同有机溶剂中的氙灯光解 |
| 3.4.3 吩胺霉素紫外光解与氙灯光解对比 |
| 3.4.4 吩胺霉素在有机溶剂中光化学降解产物分析 |
| 3.5 讨论 |
| 3.5.1 不同的光源对吩胺霉素光解影响 |
| 3.5.2 有机溶剂对吩胺霉素的光解影响 |
| 3.5.2.1 溶剂的极性对吩胺霉素光解的影响 |
| 3.5.2.2 吩胺霉素在丙酮中的光解 |
| 3.5.2.3 吩胺霉素在乙酸乙酯中的光解 |
| 3.5.2.4 吩胺霉素在甲醇中的光解 |
| 3.5.2.5 吩胺霉素在正己烷中的光解 |
| 3.5.3 吩胺霉素降解产物的鉴定与分析 |
| 3.6 小结 |
| 结论 |
| 主要结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读硕士学位期间所发表的学术论文目录 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 γ-氨基丁酸受体的概述 |
| 1.1.1 哺乳动物GABA受体介绍 |
| 1.1.2 鱼类GABA受体的研究 |
| 1.1.3 昆虫体内GABA受体的研究进展 |
| 1.2 GABA受体分离与纯化方法 |
| 1.2.1 细胞破碎和蛋白质溶解 |
| 1.2.2 蛋白质浓度测定 |
| 1.2.3 蛋白质溶液的浓缩 |
| 1.2.4 GABA受体粗提液的分离纯化方法 |
| 1.3 受体与配基结合分析 |
| 1.3.1 受体与配基结合分析方法 |
| 1.4 氟虫腈(氟虫腈)毒性 |
| 1.5 论文的研究内容，目的及意义 |
| 1.5.1 论文的研究内容 |
| 1.5.2 论文的目的及意义 |
| 第二章 鳙鱼脑内GABA受体的分离纯化方法 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 缓冲液的配制 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 Ro7-1986/1 亲和柱和氟虫腈亲和柱的制备 |
| 2.2.3 溶出GABA受体的制备 |
| 2.2.4 溶出GABA受体制备物的透析和超滤 |
| 2.2.5 浓缩GABA受体制备物的亲和层析 |
| 2.2.6 亲和层析后GABA受体的离子交换层析 |
| 2.2.7 Bradford法测定GABA受体蛋白浓度 |
| 2.2.8 聚丙烯酰胺凝胶电泳对GABA受体亚基的鉴定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 亲和介质的表征 |
| 2.3.2 去垢剂对GABA受体的溶出效率 |
| 2.3.3 两种亲和介质分离效率比较 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 荧光标记法研究受体结合试验 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验过程 |
| 3.2.0 FITC-Ro7 荧光配体的制备[31] |
| 3.2.1 FITC-氟虫腈荧光配体的制备 |
| 3.2.2 鳙鱼脑GABA受体粗提物的制备[12] |
| 3.2.3 荧光配体结合实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 荧光配体的合成 |
| 3.3.2 荧光标记法结合常数的测定 |
| 3.3.3 GABA竞争性取代试验 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 结论、展望与创新 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 4.3 创新 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 专利及论文发表情况 |
| 附件 |
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 农药对环境生物的毒性评价 |
| 1.1.1 农药对蜜蜂的毒性 |
| 1.1.2 农药对鸟类的毒性 |
| 1.1.3 农药对家蚕的毒性 |
| 1.1.4 农药对鱼类的毒性 |
| 1.1.5 农药对溞类的毒性 |
| 1.1.6 农药对藻类的生长抑制 |
| 1.1.7 农药对蚯蚓的毒性 |
| 1.1.8 农药对赤眼蜂的毒性 |
| 1.1.9 农药对两栖类的毒性 |
| 1.1.10 农药对土壤微生物的毒性 |
| 1.2 农药的环境行为研究现状 |
| 1.2.1 农药环境行为准则和研究内容 |
| 1.2.2 农药在水体中的环境行为 |
| 1.2.3 农药在土壤中的环境行为 |
| 1.2.4 农药在大气中的环境行为 |
| 1.3 酰胺类杀菌剂的研究现状 |
| 1.4 氟吡菌胺特性及其研究现状 |
| 1.4.1 氟吡菌胺的性质特点 |
| 1.4.2 氟吡菌胺研究现状 |
| 1.4.3 氟吡菌胺专利及登记 |
| 1.4.4 氟吡菌胺的最大残留限量 |
| 1.5 本文的研究目的和方法、路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 氟吡菌胺对环境生物的急性毒性 |
| 2.1.1 氟吡菌胺对蜜蜂的急性毒性 |
| 2.1.2 氟吡菌胺对鸟的急性毒性 |
| 2.1.3 氟吡菌胺对斑马鱼的急性毒性 |
| 2.1.4 氟吡菌胺对家蚕的急性毒性 |
| 2.1.5 氟吡菌胺对斜生栅藻的急性毒性 |
| 2.1.6 氟吡菌胺对溞类急性活动抑制 |
| 2.1.7 氟吡菌胺对赤眼蜂的急性毒性 |
| 2.1.8 氟吡菌胺对蚯蚓的急性毒性 |
| 2.1.9 氟吡菌胺对两栖类急性毒性 |
| 2.2 氟吡菌胺对鱼类仔鱼、胚胎和成鱼的毒性效应 |
| 2.2.1 氟吡菌胺对斑马鱼仔鱼和成鱼的毒性 |
| 2.2.2 氟吡菌胺对斑马鱼胚胎体外染毒试验 |
| 2.2.3 氟吡菌胺对斑马鱼成鱼慢性毒性试验 |
| 2.3 氟吡菌胺的环境行为 |
| 2.3.1 氟吡菌胺残留分析方法的建立 |
| 2.3.2 氟吡菌胺的水解 |
| 2.3.3 氟吡菌胺在水中的光解 |
| 2.3.4 氟吡菌胺在土壤中的吸附 |
| 2.3.5 氟吡菌胺在土壤中的淋溶作用 |
| 2.3.6 氟吡菌胺在土壤中降解 |
| 2.3.7 氟吡菌胺的生物富集 |
| 2.4 氟吡菌胺在黄瓜植株和土壤中的残留消解动态及其在黄瓜上的最终残留量检测 |
| 2.4.1 仪器与试剂 |
| 2.4.2 试验小区及施药剂量设计 |
| 2.4.3 施药时期及取样 |
| 2.4.4 样品检测方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 氟吡菌胺对环境生物的急性毒性结果 |
| 3.1.1 氟吡菌胺对蜜蜂急性经.毒性 |
| 3.1.2 氟吡菌胺对蜜蜂急性接触毒性 |
| 3.1.3 氟吡菌胺对鸟类急性经.毒性 |
| 3.1.4 氟吡菌胺对斑马鱼急性毒性结果 |
| 3.1.5 氟吡菌胺对家蚕的急性毒性结果 |
| 3.1.6 氟吡菌胺对斜生栅藻生长抑制试验结果 |
| 3.1.7 氟吡菌胺对大型溞活动抑制试验结果 |
| 3.1.8 氟吡菌胺对天敌赤眼蜂急性毒性试验结果 |
| 3.1.9 氟吡菌胺对两栖类急性毒性试验结果 |
| 3.1.10 氟吡菌胺对蚯蚓急性毒性试验结果 |
| 3.2 氟吡菌胺对鱼类仔鱼、胚胎和成鱼的毒性效应 |
| 3.2.1 氟吡菌胺对斑马鱼仔鱼和成鱼的毒性 |
| 3.2.2 氟吡菌胺对斑马鱼胚胎的致死毒性效应 |
| 3.2.3 氟吡菌胺对斑马鱼胚胎的非致死毒性效应 |
| 3.2.4 氟吡菌胺对斑马鱼成鱼的慢性毒性效应 |
| 3.3 氟吡菌胺环境行为研究结果 |
| 3.3.1 氟吡菌胺分析方法的建立 |
| 3.3.2 氟吡菌胺的水解结果 |
| 3.3.3 氟吡菌胺的光解结果 |
| 3.3.4 氟吡菌胺的土壤降解结果 |
| 3.3.5 氟吡菌胺在3种土壤中的吸附结果 |
| 3.3.6 氟吡菌胺在土壤中的层析和淋溶结果 |
| 3.3.7 氟吡菌胺的生物富集作用结果 |
| 3.3.8 氟吡菌胺在黄瓜植株和土壤中的残留消解动态 |
| 3.3.9 氟吡菌胺在黄瓜上的最终残留量检测结果 |
| 4 讨论 |
| 4.1 氟吡菌胺对环境生物的毒性和安全性评估 |
| 4.2 氟吡菌胺对鱼类的毒性效应 |
| 4.3 氟吡菌胺对其他脊椎动物的影响 |
| 4.4 氟吡菌胺降解产物的环境安全性 |
| 4.5 氟吡菌胺防治卵菌纲病害的田间施用建议 |
| 5 结论 |
| 5.1 氟吡菌胺的急性毒性结果 |
| 5.2 氟吡菌胺对鱼类的毒性效应 |
| 5.3 氟吡菌胺的环境行为研究结果 |
| 5.4 氟吡菌胺在黄瓜植株和土壤中的残留消解动态 |
| 5.5 氟吡菌胺在黄瓜中的最终残留量结果 |
| 6 创新点 |
| 7 问题不足与研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 典型谱图 |
| 8 致谢 |
| 9 攻读学位期间发表论文的目录及对应章节 |
