一、不同温度下锐劲特对受马拉硫磷抑制的麦穗鱼AChE活性恢复的影响(英文)（论文文献综述）
王雅平[1]（2016）在《麦穗鱼（Pseudorasbora parva）的生长特性和食性特征研究》文中进行了进一步梳理麦穗鱼隶属于鲤形目（Cypriniformes）,鲤科（Cyprinidae）,鮈亚科（Gobioninae）,麦穗鱼属（Pseudorasbora）。属于东亚地区的土着物种,现在已分布于世界各地。入侵麦穗鱼给生态系统带来了严重的影响,因此利用麦穗鱼的生物学特性进行其入侵防御机制的研究日益增多。而麦穗鱼作为水体污染物的指示生物的研究也有赖于其生物学特性。因此本研究分别于2014年和2015年在淮河上游的南湾湖附近利用小型撒网和双层刺网采集麦穗鱼样本532尾,通过对样本的测量和分析,研究了麦穗鱼的年轮特征、生长特性以及食性特征,主要研究结果如下：1、雌雄样本的性比为0.64：1。样本的体长范围是35.82-88.28 mm,平均体长为61.61±11.8mm。体重范围为3.07-59.17 g,平均体重为19.23±10.73 g。雌雄样本之间的体长和体重分布存在显着性差异（P<0.05）,雄性个体都要大于雌性个体。2、通过对鳞片、脊椎骨、鳃盖骨、耳石对年龄的判读能力的比较,鳞片上的年轮清晰完整,鳞片对样本年龄鉴定的判读能力为98.15%,鳞片为麦穗鱼年龄鉴定的最佳材料。3、雌雄样本体长和体重的关系存在显着的差异性（P<0.05）。对于雌性体长与体重的关系为W=9.602E-5L2.928,为匀速生长；雄性W=4.487E-5L3.116,为异速生长。体长与鳞径之间呈线性关系,雌性为L=16.399+0.053R,雄性为L=23.501+0.0414R。Von Bertalanffy生长方程雌性：Lt=107.005(1-e-0.246（t+0.76）), Wt=84.034(1-e-0.246（t+0.76）)2.928;雄性：Lt=145.254(1-e-0.181（t+0.66）), Wt=244.989(1-e-0.181（t+0.66）)3.116。生长拐点年龄分别为雌性3.607龄,雄性5.619龄,在拐点年龄处对应的体长和体重分别是雌性70.46mm和24.72 g,雄性98.64mm和73.53 g。4、南湾湖麦穗鱼以藻类为主要食物,在藻类中出现频率最高的为硅藻门77.85%,浮游动物具有较高的重量百分比37.27%。麦穗鱼在春夏季节以藻类和高等水生植物为主要食物,秋冬季节摄入较多的底栖动物。底栖动物的出现频率在体长较大的个体中有所增加。雄性麦穗鱼比雌性摄入更多的浮游动物、底栖动物以及高等水生植物等体积较大的食物。5、麦穗鱼在夏秋季节为摄食旺盛期,具有较高的摄食强度,冬季的摄食强度最低,但并未出现空肠的现象。麦穗鱼的摄食强度随着年龄和体长的增长有增强的趋势,雄性的摄食强度高于雌性。
岳文洁[2]（2009）在《氯氰菊酯农药对海洋微藻和大型海藻的毒性效应研究》文中进行了进一步梳理为了评估拟除虫菊酯类农药对海洋生物以及海洋环境的毒性效应,了解拟除虫菊酯类农药对海洋生态系统以及海洋初级生产力的影响,研究了氯氰菊酯对重要赤潮藻类海洋卡盾藻（Chattonella marina）、锥状斯氏藻（Scrippsiella trochoidea）、中肋骨条藻（Skeletonemacostatum）和大型海藻龙须菜（Gracilaria lemaneiformis）的毒性效应及其对色素（藻红素或叶绿素a）、可溶性糖、可溶性蛋白含量以及超氧化物歧化酶（SOD）活性、丙二醛（MDA）含量等生理生化指标的影响,同时还探讨龙须菜对拟除虫菊酯的吸收吸附能力。结果表明,单种培养条件下,低浓度(≤10μg·L-1)的氯氰菊酯对海洋微藻的生长具有明显的促进作用,而高于50μg·L-1则产生较明显的抑制效应,但在暴露后期会出现一定的超补偿效应。而共培养条件下,中肋骨条藻对氯氰菊酯最为敏感,海洋卡盾藻次之,锥状斯氏藻抵抗能力最强。海洋卡盾藻只有在最低浓度1μg·L-1浓度组的生长状况与对照组一致,其他浓度在对数生长期均低于对照组;锥状斯氏藻则在低浓度(≤10μg·L-1)表现为促进作用,高浓度(≥50μg·L-1)抑制;而中肋骨条藻农药处理组生长受到严重抑制,藻密度仅为对照组的10%以下。单独培养和共培养实验中,藻细胞所有生理生化指标均在暴露初期的6-12h较为敏感,24 h或48 h后趋于平稳。Ch1.α、可溶性糖、可溶性蛋白含量以及SOD活性等生化指标,在低浓度(≤5μg·L-1)时均出现诱导现象,而高于50μg·L-1时则呈现先抑制后恢复的现象。而氯氰菊酯对藻体内MDA含量均具有促进作用,浓度越高促进作用越强。结果说明对SOD和细胞内含物的抑制作用以及细胞膜结构损伤可能是氯氰菊酯对藻细胞损伤、抑制藻类生长的重要原因。海洋微藻的各种生化指标对氯氰菊酯的响应均较为敏感,但SOD和MDA对剂量反应更为敏感,氯氰菊酯对海洋卡盾藻SOD活性和MDA含量的最低作用剂量为10μg·L-1,对锥状斯氏藻最低影响剂量更低,仅为5μg·L-1和1μg·L-1,对中肋骨条藻SOD和MDA的最低作用剂量均为5μg·L-1。而对其他生长和生化指标的最低抑制浓度为50μg·L-1。由此可见,SOD和MDA可作为监测环境中氯氰菊酯对藻类生长影响的敏感指标和生物标记物。龙须菜对氯氰菊酯的敏感性低于海洋微藻。当氯氰菊酯浓度低于50μg·L-1时,龙须菜的生长均受到促进,直到农药浓度超过500μg·L-1。后才逐渐表现出被抑制的现象。藻体内的藻红素、Ch1.α、可溶性糖、可溶性蛋白含量以及超氧化SOD活性、MDA含量等生化指标对氯氰菊酯均较敏感,其中SOD和Ch1.α、6 h最低作用剂量为5μg·L-1,是龙须菜对氯氰菊酯响应的敏感指标。氯氰菊酯本身在水体中分解速率较快,未投放龙须菜的培养基中,氯氰菊酯96 h可降解水体中50%-70%左右的氯氰菊酯农药,而投放了龙须菜的培养基中,氯氰菊酯的去除率也只提高至52%-73%,说明龙须菜能够吸收吸附一定量的氯氰菊酯,但作用不大;另一方面,氯氰菊酯自身降解很快,可迅速降低至对生物无害的安全浓度。
陈军[3]（2007）在《锐劲特及其中间体的合成工艺研究》文中指出锐劲特,中文通用名为氟虫腈,是一种结构新颖,作用机理独特,高活性的新型苯基吡唑类杀虫剂。国内关于锐劲特的完整合成暂未见报道。本文以2,6-二氯-4-三氟甲基苯胺、2,3-二氰基丙酸乙酯为中间体合成了5-氨基-3-氰基-1-（2,6-二氯-4-三氟甲基苯基）-吡唑,再经与中间体三氟甲基亚磺酸钠在对甲苯磺酸二甲胺盐催化下合成了锐劲特。本文也给出了这些中间体的具体合成方法,并对这些合成方法进行了优化。在合成中间体2,6-二氯-4-三氟甲基苯胺的过程中,采用廉价的二甲胺水溶液代替DMF和强碱与3,4-二氯-三氟甲苯进行胺化反应,并在反应过程中使用相转移催化剂进行催化,使单步收率由74%提高到90%,大大降低了中间体2,6-二氯-4-三氟甲基苯胺的原材料成本。在合成中间体2,3-二氰基丙酸乙酯的过程中,用乙腈代替乙醇做反应溶剂,并通过降低反应温度提高反应的选择性,使收率由原来的78%提高到85%。在合成中间体三氟甲基亚磺酸钠的过程中,采用沸点低,易于回收的乙醇代替高沸点的DMF做反应溶剂,并用廉价的碳酸氢钠代替磷酸氢二钠做中和剂,简化了操作,降低了产品成本。在合成终产品锐劲特的过程中,通过系统研究合成中各种影响因素后,找到了最优的工艺条件,合成产率78%。采用熔点、IR,1H-NMR等手段对各中间体及产物结构进行了确认。
张轶辉[4]（2007）在《肟类化合物水解碘化乙酰硫代胆碱及对乙酰胆碱酯酶恢复作用研究》文中指出本文系统研究了：1)三种肟类化合物（氯解磷定（Pralidoxime Chloride，2-PAM-Cl），双磷定（Trimedoxime，TMB4）和双复磷（Obidoxime Chloride，LUH6））的非经典功能—水解乙酰胆碱（碘化乙酰硫代胆碱（acetylthiocholine iodide，ATCh）和碘化乙酰胆碱（acetylcholine iodide））；2)三种肟类化合物（2-PAM-Cl，TMB4和LUH6）的经典功能—对中毒乙酰胆碱酯酶（acetylcholinesterase，AChE）的恢复作用；3)中毒AChE的恢复和老化性质。结果表明：1．三种肟类化合物的非经典功能—水解乙酰胆碱能力比较（1）三种肟类化合物均能明显的水解ATCh，并且水解能力随着温度，pH值和反应时间的升高而增强。以肟类化合物TMB4水浴孵温30℃条件为例：随着pH值由7.0到8.0，反应2h后的OD412也分别0.90和2.08。同样当反应温度的升高水解能力增强。例如反应温度为5℃，15℃，30℃，37℃和40℃，反应2h后的OD412也分别为0.028，0.29，0.90，0.94和1.067。（2）当pH≤6.2时，三种肟类化合物对ATCh仅有微弱水解，并且随着温度和pH值的增加水解的增幅也较小。水解能力较强的TMB4在水浴孵温37℃反应4h时的OD412也仅为0.29，LUH6的仅为0.20；相反当pH≥7.0时，三种肟类化合物对ATCh水解明显，并且随着温度和pH值的增加水解的增幅也较大。（3）三种肟类化合物对ATCh的水解能力随着肟类化合物终浓度的升高而增强。如pH为7.0，ATCh终浓度为0.6mmol／L，反应温度为30℃，当2-PAM-Cl终浓度依次为0.001，0.01，0.05，0.1，0.2和0.5 mmol／L时，反应20min后的OD412分别0.0013，0.0057，0.0387，0.1037，0.2313和0.6083。（4）三种肟类化合物对ATCh的水解能力随着ATCh浓度的升高而增强。如pH为7.0，2-PAM-Cl终浓度为0.05mmol／L，反应温度为30℃，当ATCh终浓度依次为0.006，0.06，0.12和0.6mmol／L时，反应20min后的OD412也分别0.00，0.0023，0.0100和0.0670。（5）以上的实验均采用微量DTNB显色法测定三种肟类化合物对ATCh的水解能力，实验结果均显示在相同条件下TMB4和LUH6的水解能力比2-PAM-Cl强。如2-PAM-Cl，TMB4和LUH6在pH为7.0，温度30℃反应4h后的OD412分别为0.2715，1.4487和1.436。（6）利用Michel法比较研究了三种肟类化合物在pH为8.0的巴比妥钠—KH2PO4-NaCl缓冲液中对碘化乙酰硫代胆碱（acetylthiocholine iodide，ATCh）和碘化乙酰胆碱（acetylcholine iodide）的水解能力。结果显示：三种肟类化合物均能够水解ATCh，但均不能水解碘化乙酰胆碱；在相同条件下2-PAM-Cl的水解能力比TMB4和LUH6强。在水浴孵温25℃2-PAM-Cl、TMB4和LUH6与ATCh反应1h后缓冲液pH值降低量依次为0.8625，0.582和0.678；但是3种肟类化合物与碘化乙酰胆碱反应后的pH值降低量依次为0.0158、0.0584和0.0299，实际接近0。2．辛硫磷对几种生物AChE的抑制中浓度(I50)的测定辛硫磷对番鸭脑AChE的I50最高为9×10-4，其次为对家兔脑AChE的2.4×10-4，对小菜蛾AChE和鲫鱼脑AChE的I50均为1.8×10-4，对菜蛾绒茧蜂AChE的I50与对蟑螂头部AChE的基本一致，分别为4.0×10-5和4.2×10-5，对家蝇头部AChE的I50最低，仅为6×10-6。3．以I50剂量的辛硫磷抑制几种生物AChE分别测定其老化常数用肟类化合物TMB4分别测得I50剂量的辛硫磷抑制的小菜蛾AChE、蟑螂头部AChE和家兔脑AChE的老化常数分别为0.0129，0.0111和0.0173；老化时间t0.5分别为53.7h，62.4h和40.06h；t0.99分别为357h，414.9h和266.2h。用肟类化合物LUH6分别测得I50剂量的辛硫磷抑制的菜蛾绒茧蜂AChE和鲫鱼脑AChE老化常数依次为0.0143和0.0105；老化时间t0.5分别为48.5h和66h；t0.99分别为322.0h和438.6h。4．三种肟类化合物对中毒AChE恢复能力比较从3种肟类活化剂对鲫鱼脑AChE和家兔脑AChE重活化能力比较来看：LUH6和TMB4的重活化能力明显比2-PAM-Cl强，但LUH6、TMB4和2-PAM-Cl对小菜蛾等昆虫被辛硫磷抑制的AChE重活化能力比较并没有呈现较强规律性。
张轶辉,吴刚[5]（2006）在《3种肟类化合物对中毒乙酰胆碱酯酶的重活化能力比较》文中指出3种肟类化合物（TMB4、LUH6和2-PAM-Cl）对辛硫磷抑制的鲫鱼、蟑螂和家蝇的乙酰胆碱酯酶（AChE）均具有重活化作用。初步比较研究了3种肟类化合物对中毒AChE的重活化能力,发现它们对被抑制的蟑螂和家蝇的AChE重活化能力差异不显着;但是对被抑制的鲫鱼的AChE来说,TMB4和L H6的重活化能力明显比2-PAM-Cl强。推测这3种肟类化合物对蟑螂、家蝇和鲫鱼的中毒AChE的活化能力的差异可能是由脊椎动物与无脊椎动物AChE本身的差异性造成的。
尹晓晖[6]（2005）在《麦穗鱼谷胱甘肽S-转移酶及三种杀虫剂对其影响作用研究》文中认为本文首次系统研究了麦穗鱼pseudorasbora para 谷胱甘肽-S-转移酶（GSTs）的亚细胞分布、组织分布和发育期变化规律,测定了谷胱甘肽S-转移酶（GSTs）反应的最适条件,明确了麦穗鱼GSTs的酶促动力学机制。并研究了溴氰菊酯、锐劲特和吡虫啉对麦穗鱼GSTs 的影响,从而阐明了三种杀虫剂对麦穗鱼GSTs 作用的剂量效应和时间效应,及亚致死剂量的杀虫剂对麦穗鱼GSTs 活性分布的影响。具体研究结果如下:1.对麦穗鱼GSTs 的亚细胞分布研究结果表明:GSTs 活性大部分集中在细胞液层,最高可达54% 以上,并且细胞液层酶活性比粗匀浆液要高出3 倍。2.麦穗鱼GSTs 主要分布在肝胰脏和肠、鳃等组织部位中,肝胰脏GSTs 活性最高,肠和鳃次之,脾脏和鳔最低;用CDNB 做底物时,肝胰脏GSTs 的Km值最小,表现出对底物较高的亲和力。3.对麦穗鱼GSTs 发育期活性测定结果表明:从1 龄鱼开始,GSTs 活性呈上升趋势,3 龄鱼GSTs 活性达到最高,然后不再上升,一直维持较高活性水平,4 龄GSTs 活性略有降低。4.对GSTs 的生化特性进行了全面系统的研究,明确了温度、pH 值等因素对麦穗鱼GSTs 活性测定的影响作用,明确了酶促反应动力学特性。5.剂量效应研究表明,0.009mg/L 溴氰菊酯、0.1g/L 锐劲特、400mg/L 吡虫啉对麦穗鱼肝胰脏和鳃GSTs 活性有明显的抑制作用;0.001mg/L 的溴氰菊酯对麦穗鱼鳃GSTs 活性有略微的诱导效应,60mg/L 吡虫啉对麦穗鱼肝胰脏有一定的诱导效应。6.时间效应研究表明,亚致死剂量杀虫剂对麦穗鱼GSTs 时间效应研究表明,肝胰脏GSTs 对锐劲特和吡虫啉反应较快,在72h 时表现出诱导效应;溴氰菊酯对肝胰脏GSTs 有一个先抑制后诱导的过程;对其他组织的诱导或抑制发生在不同的时间。7.亚致死剂量杀虫剂对麦穗鱼不同组织的GSTs 活性相对分布不同,有明显的诱导作用。在不同的时间,不同组织GSTs 活性的相对含量或升高,或降低,并不是所有的组织GSTs 活性在同一时间全部降低或升高。以上结果表明:麦穗鱼GSTs 活性主要分布在肝胰脏、鳃、肠和肾等主要解毒器官的细胞液中,3 龄麦穗鱼GSTs 活性达到最高。高剂量的溴氰菊酯和锐劲特对麦穗鱼肝胰脏GSTs 有明显的抑制作用,亚致死剂量的溴氰菊酯、氟虫氰、吡虫啉处理麦穗鱼,可诱导不同组织GSTs 活性增强,并在不同的时间达到最大值。
李培征[7]（2005）在《锐劲特在甘蓝与土壤中残留动态研究》文中研究说明锐劲特（±—5—氨基—1—（2,6—二氯—α,α,α—三氯—P—甲苯基—）—4—三氟甲基—亚硫酰基吡唑—3—碳化腈）是1987年法国Rhone-Poulenc公司开发研制的苯基吡唑类杀虫剂。锐劲特1993年获准进入中国市场,1996年注册为杀虫剂,最初用于蟑螂和蚁类的控制和防治宠物身上的跳蚤、螨和虱子,同时也用来防除草坪害虫,之后广泛的使用在农业害虫的控制上,主要用于防治鳞翅目、直翅目及鞘翅目害虫。其作用机理为干扰昆虫中枢神经系统,能与γ—氨基丁酸受体结合,阻塞γ—氨基丁酸调节的氯离子通道。锐劲特具有毒性低、安全间隔期短、防治效果理想等优点,已在我国推广使用10余年,但对其在蔬菜上安全使用研究较少,因此有必要对其在蔬菜上的残留动态进行研究,为正确使用锐劲特提供科学依据。 本文首先建立了一种简便、有效的锐劲特残留分析方法,进一步采用小区试验对锐劲特在甘蓝和土壤中的残留动态、不同时期各代谢产物的残留量进行了研究,并探讨了锐劲特在不同温度和不同pH条件下的代谢规律。其研究结果如下: 1、锐劲特残留分析方法研究 1.1 锐劲特残留分析方法探讨 按三因子二次回归通用旋转组合设计实施实验,得出锐劲特最佳气相色谱分析条件为:使用ECD检测器,采用程序升温法,进样口温度250℃,柱温起始80℃,保持1min,以30℃/min上升至200℃,保持5min,再以40℃/min上升至250℃,保持3min,检测器270℃,载气流速为1mL/min,尾吹60mL/min,进样量1μL。用以上条件进行锐劲特气相色谱分析,锐劲特与其三个中间代谢产物可以得到很好的分离,使得最难分离的代谢中体MB45950与锐劲特之间的分离度达到2。以0.01、0.02、0.1、0.2、1、2mg/kg 6个浓度梯度分析测定锐劲特及代谢中间体标样,每个浓度重复一次,它们的线性关系的相关性都在0.9999以上。 1.2 锐劲特及其代谢中间体回收率研究 采用丙酮浸泡、匀浆、抽滤、液液分配、过中性氧化铝层析柱、乙酸乙酯定容进行甘蓝中锐劲特及其代谢中间体的提取。土壤中锐劲特及其代谢中间体的提取方法为:丙酮和水浸泡、超声波振荡、抽滤、液液分配、过中性氧化铝层析柱、乙酸乙酯定容。分别对甘蓝和土壤进行了锐劲特及其代谢中间体的3个水平的添加回收实验,锐劲特在甘蓝及土壤中的添加回收率在86.77%-98.45%之间。 2、锐劲特在甘蓝和土壤中残留动态研究 在残留动态实验中,共设置锐劲特450 g/hm2、900g/hm2和空白对照3个处理。每个处理3
楼建晴[8]（2004）在《三唑磷、氟虫腈、Cd～（2+）、Pb～（2+）对麦穗鱼的联合作用与毒理学机理研究》文中研究说明对多种污染物相互作用形成的复合污染效应的研究已成为环境科学发展的重要方向之一。目前，有关污染物的生物效应研究多数还是集中在单个化合物的生物效应，随着多种污染物（包括重金属）进入水域环境后，所发生的联合毒性效应往往表现为相加、拮抗或增毒作用。因此，有关预测和治理化学污染物对生物产生毒性的联合作用研究，已越来越受到大家的关注，特别是对农田水系农药和重金属等主要污染物共存时的生物效应与机理方面的研究。 本文选取在稻区和沿海岸地区广泛使用的、比较有代表性的三唑磷、氟虫腈（锐劲特）及主要重金属污染物铅、镉为供试药剂，以农田水系中广泛生存的麦穗鱼为试验材料，着重研究复合物的联合作用及亚致死剂量下的毒理学机制，以初步建立开展水生态毒理学研究的一系列快速、简明、可行的试验方法，这对水生态环境污染的监测，有着重要的现实意义。 通过试验发现，不同水环境对有毒化学品的毒性有一定的影响。在自来水中，氟虫腈、三唑磷、Cd2+对麦穗鱼的LC50（96h）分别为0.205mg／L、0.004 mg／L、6.294mg／L，而在去离子水中，氟虫腈、三唑磷、Cd2+、Pb2+的LC50（96h）分别为0.481mg／L、0.060mg／L、0.732 mg／L、10.265mg／L，说明麦穗鱼对氟虫腈、三唑磷的敏感性高于Cd2+、Pb2+。通过联合毒性试验发现，在试验条件下，氟虫腈+三唑磷（5.3：1，w／w）、Pb2++Cd2+（56：1）、氟虫腈+三唑磷+Cd2+（5.3：1：202）及氟虫腈+三唑磷+Pb2+（5.3：1：175）四组复合物对麦穗鱼均有一定增毒作用，共毒系数（CTC）分别为243、161、325、574，均大于150。而氟虫腈+三唑磷+Pb2+（5.3：1：1071）复合物却表现相加作用，CTC为81。 在供试浓度范围和时间内，处理Ⅰ—Ⅲ(氟虫腈+三唑磷+Cd2+)和Ⅳ—Ⅵ(氟虫腈+三唑磷+Pb2+)对麦穗鱼脑乙酰胆碱酯酶活性有显着抑制作用（P＜0.05）。处理Ⅳ—Ⅵ都在48h时达到抑制程度最强，而处理Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ分别在24h、48h、72h达到最强，随着Cd2+浓度的降低，抑制强度推迟，这可能与不同重金属对生物体的毒性作用机理存在差异有关。处理Ⅰ在24h时的抑制率为79.5％，是三唑磷的近4倍、处理IV的1.6倍，但在48h后，处理I、处理IV和三哩磷的抑制率基本接近。处理I一VI在24h时对AChE的联合作用基本表现为增毒作用。 处理I一m和处理IV一VI对肝脏GST活性的影响趋势基本相似，48h时均达到诱导效应最强，随着时间推移，表现为抑制作用。在%h时，处理V和VI对肝脏GST活性的抑制率分别为46.6%、53.7%，明显高于处理11和111。处理I一班在48h时对肝脏GST的联合作用均表现为增毒作用。 处理I一VI对肝脏醋酶均具有显着的抑制作用，并呈一定的剂量一效应关系。cd2+、Pb2+单剂对肝脏酷酶具有诱导作用。三哇磷处理对肝脏酷酶活性在供试浓度范围和时间内，均有抑制作用，96h时的抑制率在54.4一62，5%之间。处理I一VI在48h时对肝脏酷酶的联合作用也均表现为增毒作用。
朱小山[9]（2003）在《监测海水有机磷农药的生物传感器研制 ——敏感酶的筛选、纯化与固定技术研究》文中研究指明目前，农林业广泛使用的有机磷农药对海洋生物危害巨大，已经对海水养殖业形成威胁。为了控制海水有机磷农药的污染程度，减少渔业损失，我国现行的《海水水质标准（GB 3097-1997）》和《渔业水质标准（GB 11607-89）》都对水体中马拉硫磷、甲基对硫磷等有机磷农药的浓度作了严格限定。然而，仅有标准还不足以有效控制有机磷农药的污染水平，重要的是对有机磷农药进行快速灵敏的监测。近年来，人们更多地把注意力集中到具有高选择性、高灵敏度、较好的稳定性、低成本、能在复杂的体系中进行快速在线连续监测的生物传感器上。 生态毒理学研究表明，有机磷农药的毒性作用主要归因于对动物乙酰胆碱酯酶[acetylcholinesterase，AChE（EC 3.1.1.7）]的抑制，而且在一定条件下，AChE的活性变化与有机磷农药的浓度存在良好的相关性。这正是制作AChE酶传感器监测有机磷农药的理论基础。此外，已经知道不同生物来源的AChE对有机磷农药具有不同的敏感性，因此，为了灵敏监测海水中微量有机磷农药，有必要对不同生物来源的AChE进行筛选。鱼类被认为是水生生态系统中对有机磷农药较为敏感的一类动物。目前，已有许多报道采用鱼脑AChE作为检测水体有机磷农药污染程度的指示酶。同时，鉴于海水高盐度的特性，生物传感器应以海洋动物的AChE为酶源。所以，本文以10种海洋鱼类：鲈鱼（Lateolabrax japonicus）、黄鱼（Hexagrammos otakii,）、美国红鱼（Sciaenops ocellatus）、真鲷（Pagrosomus major）、黑鲷（Sparus macrocephalus）、鲅鱼[Scomberomorus niphonius（Curier）]、面包鱼[Navodon septentrionalis（G ü nther）]、鳗鲡[Anguilla japonica（Temminck et Schlegel）]、黑头鱼[Sebastodes fuscescens（Houttuyn）]和黄花鱼[Pseudosciaena polyactis（Bleeker）]为实验材料，采用半抑制浓度(IC50)和双分子速率常数（Ki）为指标，通过体外抑制作用比较了这10种海鱼脑AChE对马拉硫磷和甲基对硫磷的敏感性。实验发现：这10种海鱼的脑组织AChE的基础活性在4.62～35.65μmol／min／g之间，面包鱼的酶活性最高，黄花鱼的酶活性最低。对马拉硫磷，由IC50所得到的AChE敏感性为：鲅鱼、黄鱼、鲈鱼、真鲷＞黑鲷＞黑头鱼、鳗鲡＞美国红鱼、黄花鱼＞面包鱼；由Ki所得到的AChE敏感性为：鲅鱼＞黄鱼、鲈鱼、真鲷＞黑鲷、黑头鱼、鳗鲡＞美国红鱼、黄花鱼、面包鱼。对甲基对硫磷，由IC50所得到的AChE敏感性为：鲅鱼＞鲈鱼＞黄鱼、黄花鱼、真鲷、黑鲷、黑头鱼、鳗鲡＞美国红鱼＞面包鱼；由Ki所得到的AChE敏感性为：鲅鱼＞鲈鱼、黄鱼、黄花鱼、黑鲷、黑头鱼、鳗鲡＞真鲷＞美国红鱼＞面包鱼。鲅鱼、鲈鱼和黄鱼对这两种有机磷农药都较为敏感。另外，鱼脑AChE活力的抑制作用与水体中的有机磷农药具有良好的剂量—效应关系。在1～50mg·L-1浓度范围内，两者间呈现较好的线中国海洋人学硕卜论文:监测海水有机磷农药的生物传感器研制—敏感酶的筛选、纯化，J固定技术研究性相关性，其相关系数基本上都在0.93以上。根据AChE的敏感性及其对有机磷农药的线性响应程度，黄鱼和妒鱼脑AChE分别适于作为监测马拉硫磷和甲基对硫磷的指示酶，而鱿鱼脑AChE对两种有机磷农药都适用。 在筛选得到敏感酶的基础上，采用亲和层析法对鱿鱼脑组织的AChE进行分离纯化，然后对其进行底物特异性、过量底物抑制效应和抑制剂选择性检验。结果证实该酶为AChE，其最大比活力为297.82林moL/min/mg，最佳pH范围在7.0一8.0之间，最佳温度为30℃。该酶经SDS一PAGE呈一条带，表明其纯度达电泳纯。在海水背景下，进一步探讨了纯化酶（游离状态）指示海水中有机磷农药微污染的可行性。实验表明，在抑制时间为20min时，马拉硫磷和甲基对硫磷对鱿鱼脑AChE的半抑制浓度分别为1 .26 X10一，mol·L一’（4 .1 54 mg·L一l）和o.50xlo一5m。比一’（l .168 mgL一’）。鱿鱼脑组织的AchE对马拉硫磷和甲基对硫磷均较为敏感。实验还发现，在一定浓度范围内，AChE活力对有机磷农药表现出显着的线性响应。这提示，跋鱼脑组织的AChE可以作为监测海水有机磷农药酶传感器的敏感材料。 制备酶传感器的关键技术是酶的固定化，它影响到酶活性的保持和传感器的稳定性。本研究首次以普鲁卡因胺（procainamide）为吸附剂、多孔琼脂珠为载体，制备固定化的跋鱼脑组织AChE。酶活力测试发现，该固定化酶具有很高的催化活力和较好的稳定性，酶活回收率达88%。PH稳定性和热稳定性的研究结果表明，经过固定后，酶的最佳PH值范围变化不大，但其最适温度范围变宽，热稳定性提高。以该固定化酶为识别元件，以PH电极为换能器，构建流动注射型乙酞胆碱醋酶传感器。该传感器具有良好的重现性（RSD=1 .427%，n=10），可实现对有机磷化合物的在线监测，对甲基对硫磷具有线性响应的浓度范围为4.29 x 10.’“-4.29 x 10一8 mol·L‘’（或0.1，g·L一‘一1009·L一’），最低检测限为l.3xlo一，omol·L.I（或0 .03 09·L一，）.
李刚[10]（2003）在《氟吗啉（SYP-L190）对鲤鱼长期毒性的初步研究》文中研究表明氟吗啉（SYP-L190）对鲤鱼长期毒性试验的初步研究 随着我国农业经济的发展，农药的使用量在不断的增加，然而农药是一种有毒化学品，大量的不合理使用会导致生态环境的污染和破坏。氟吗啉作为新开发的农药，其对环境水生生物——鱼类种群的毒性影响如何，是一个值得探讨的问题。因此我们开展了鱼类的的慢性毒性试验来对氟吗啉的毒性进行比较全面的评价，为其合理使用提供科学依据。本研究以95％氟吗啉原药和95％烯酰吗啉原药为试验材料，分别设计0.2165，0.4330和2.165mg／L和0.1670，0.3340和1.670mg／L，各3个试验浓度。采用半静态染毒方式，进行了鲤鱼90天长期毒性试验。目的是运用毒理学的检测技术和试验方法，初步探索一套标准操作规程（SOP）来进行农药对鱼类慢性毒性的安全性评价。试验结果表明：95％氟吗啉原药2.165mg／L浓度组的鲤鱼在试验期间其生长发育及行为异常，体重和体长受到不同程度抑制。染毒结束后，血液生理生化检测发现：氟吗啉2.165mg／L浓度组淋巴细胞（LY）数量急剧增加，ALT、Crea、GLU值增高，CA值减小，与对照组相比均有显着或极显着差异。组织病理学检查中，肾组织的胶脂球明显增多，部分肾小囊外周有炎性细胞浸润。其它脏器和器官，如脑、肝脏、脾脏、肠胃和睾丸（卵巢）均未发现异常。同时脏器系数中肾脏值增加，以上结果提示9596氟吗啉2.165mg/L浓度组对鲤鱼肾脏可能产生了一定的毒性效应。在本试验室条件下，推测氟吗啉对鲤鱼最大允许浓度（MATC）范围是：0.4330—2.165mg／L。
二、不同温度下锐劲特对受马拉硫磷抑制的麦穗鱼AChE活性恢复的影响(英文)（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、不同温度下锐劲特对受马拉硫磷抑制的麦穗鱼AChE活性恢复的影响(英文)（论文提纲范文）
（1）麦穗鱼（Pseudorasbora parva）的生长特性和食性特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 文献综述 |
| 1.1.1 鱼类年轮特征与年龄鉴定 |
| 1.1.2 鱼类的生长特性 |
| 1.1.3 鱼类的食性特征 |
| 1.1.4 麦穗鱼及其研究现状 |
| 1.2 研究目的 |
| 第2章 麦穗鱼的年轮特征及年龄鉴定 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 标本的采集 |
| 2.2.2 材料及处理 |
| 2.2.3 图片的拍摄以及数据的处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 年轮特征 |
| 2.3.2 年龄材料的比较 |
| 2.4 讨论 |
| 第3章 麦穗鱼的生长特性 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样本采集 |
| 3.2.2 鳞片的处理与测量 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 体长、体重分布和性比 |
| 3.3.2 体长、体重关系 |
| 3.3.3 鳞径与体长的关系以及体长的退算 |
| 3.3.4 生长参数和生长方程 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 体长与体重的分布 |
| 3.4.2 体长体重关系 |
| 3.4.3 体长与鳞径的关系 |
| 3.4.4 生长参数的比较 |
| 第4章 麦穗鱼的食性特征 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样本采集 |
| 4.2.2 材料及处理 |
| 4.2.3 食性材料的鉴定 |
| 4.2.4 食物组成分析 |
| 4.2.5 摄食强度 |
| 4.2.6 数据统计与分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 食物组成 |
| 4.3.2 食物组成的差异性 |
| 4.3.3 摄食强度 |
| 4.4 讨论 |
| 第5章 小结 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间获得与学位论文相关的科研成果目录 |
（2）氯氰菊酯农药对海洋微藻和大型海藻的毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 农药的使用及其环境危害 |
| 1.1.1 农药简介 |
| 1.1.2 农药对水环境的影响及其对水生生物的毒性毒理 |
| 1.2 拟除虫菊酯类农药概况及其毒理学研究 |
| 1.2.1 拟除虫菊酯类农药概况及其污染状况分析 |
| 1.2.2 拟除虫菊酯类农药对水生生物的毒性研究 |
| 1.2.3 拟除虫菊酯类农药对水生生物致毒机理 |
| 1.3 微藻的毒理学研究状况 |
| 1.4 龙须菜与近海环境调控 |
| 1.5 研究目的和意义 |
| 2 氯氰菊酯对单一海洋微藻的毒性效应 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 材料 |
| 2.1.2 实验设计 |
| 2.1.3 分析测定 |
| 2.1.4 数据处理与分析 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 氯氰菊酯对海洋微藻生长的影响 |
| 2.2.2 氯氰菊酯对海洋微藻细胞内含物含量的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 海洋微藻对氯氰菊酯的敏感性 |
| 2.3.2 对海洋微藻致毒机理的探讨 |
| 3 氯氰菊酯对海洋混合微藻的毒性效应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 材料 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 氯氰菊酯对海洋混合微藻生长的影响 |
| 3.2.2 96h急性暴露氯氰菊酯对海洋微藻细胞内含物含量的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 氯氰菊酯对浮游植物群落结构的影响 |
| 3.3.2 氯氰菊酯对浮游植物群落生化指标的影响 |
| 4 大型海藻龙须菜对氯氰菊酯的毒性响应及修复作用 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 材料 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 分析测定 |
| 4.1.4 测定水样和藻体中氯氰菊酯的残留的测定 |
| 4.1.5 数据处理与分析 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 氯氰菊酯对龙须菜生长的影响 |
| 4.2.2 氯氰菊酯对藻体内色素含量的影响 |
| 4.2.3 氯氰菊酯对藻体内含物含量的影响 |
| 4.2.4 龙须菜对氯氰菊酯的吸收吸附 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 氯氰菊酯对大型海藻生长的影响 |
| 4.3.2 氯氰菊酯对大型海藻体内生化指标的影响 |
| 4.3.3 龙须菜对氯氰菊酯的环境修复作用 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 在校期间发表的学术论文及科研成果清单 |
| 致谢 |
（3）锐劲特及其中间体的合成工艺研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 第一章 文献综述 |
| 一.产品简介 |
| 1.产品用途简介 |
| 2.产品化学名称及结构式 |
| 3.理化性质 |
| 4.毒性(原药) |
| 5.作用机理及特点 |
| 二.锐劲特及其中间体的合成路线分析及选择 |
| 1.锐劲特的合成路线选择 |
| 2.主要中间体5-氨基-3-氰基-1-(2,6-二氯-4-三氟甲基苯基)吡唑的合成路线选择 |
| 3.主要中间体2,6-二氯-4-三氟甲基苯胺的合成路线选择 |
| 3.1 对三氟甲基苯胺法 |
| 3.1.1 对硝基三氟甲苯还原法 |
| 3.1.2 直接氨解法 |
| 3.1.3 肼解还原法 |
| 3.1.4 苯胺三氟甲基化法 |
| 3.1.5 对甲基苯胺法 |
| 3.1.6 对苯二醌三氟甲基化还原氨解法 |
| 3.2 2,6-二氯-4-三氟甲基苯异氰酸酯法 |
| 3.3 4-氯三氟甲苯法 |
| 3.4 3,4-二氯三氟甲苯法 |
| 3.5 2,6-二氯苯胺法 |
| 4.中间体2,3-二氰基丙酸乙酯的合成路线选择 |
| 4.1 分步法 |
| 4.1.1 反应方程式 |
| 4.1.2 反应过程 |
| 4.2 一步法 |
| 5.中间体三氟甲基亚磺酸钠的合成路线选择 |
| 5.1 全氟烷基亚磺酸盐的合成方法 |
| 5.2 三氟甲基亚磺酸钠的合成路线选择 |
| 6.中间体对甲苯磺酸二甲胺盐的合成 |
| 第二章 实验部分 |
| 一、药品及及仪器 |
| 1.药品 |
| 2.仪器 |
| 二.实验步骤 |
| 1.2,3-二氰基丙酸乙酯的合成 |
| 1.1 一步法 |
| 1.2 两步法 |
| 2.2,6-二氯-4-三氟甲基苯胺的制备 |
| 2.1 2-氯-4-三氟甲基-N,N-二甲基苯胺的制备 |
| 2.2 2,6-二氯-4-三氟甲基苯胺的制备 |
| 3.三氟甲基亚磺酸钠的制备 |
| 4.对甲苯磺酸二甲胺盐的制备 |
| 5.5-氨基-3-氰基-1-(2,6-二氯-4-三氟甲基苯基)吡唑的合成 |
| 6.锐劲特的制备 |
| 第三章 讨论 |
| 一.2,3-二氰基丙酸乙酯的合成 |
| 1.合成方法讨论 |
| 2.反应条件的优化及选择 |
| 2.1 溶剂对反应收率的影响 |
| 2.2 温度对反应的影响 |
| 2.3 时间对反应的影响 |
| 二.2,6-二氯-4-三氟甲基苯胺的合成工艺及其优化 |
| 1.2-氯-4-三氟甲基-N,N-二甲基苯胺的合成讨论 |
| 1.1 2-氯-4-三氟甲基-N,N-二甲基苯胺的制备反应机理 |
| 1.2.反应条件的优化及选择 |
| 1.2.1 配比对收率的影响 |
| 1.2.2 反应温度对收率的影响 |
| 1.2.3 反应时间对收率的影响 |
| 1.2.4 相转移催化剂对收率的影响 |
| 2.2,6-二氯-4-三氟甲基苯胺的合成讨论 |
| 2.1 2,6-二氯-4-三氟甲基苯胺的制备反应机理 |
| 2.2 反应条件的优化及选择 |
| 2.2.1 紫外光对反应的影响 |
| 2.2.2 溶剂对收率的影响 |
| 2.2.3 氯化试剂对收率的影响 |
| 2.2.4 反应温度对收率的影响 |
| 三.三氟甲基亚磺酸钠的合成工艺及其优化 |
| 1.反应机理 |
| 2.反应条件的优化及选择 |
| 2.1 反应温度对反应的影响 |
| 2.2 碱对反应的影响 |
| 2.3 溶剂对反应的影响 |
| 2.4 空气对反应的影响 |
| 四.对甲苯磺酸二甲胺盐的合成工艺及其优化 |
| 1.反应机理 |
| 2.反应条件的优化及选择 |
| 2.1 反应温度对反应的影响 |
| 2.2 反应时间对反应的影响 |
| 2.3 二甲胺原料规格的选择 |
| 2.4 除水方式的选择 |
| 五.5-氨基-3-氰基-1-(2,6-二氯-4-三氟甲基苯基)吡唑的合成及讨论 |
| 1.反应机理 |
| 2.反应条件的优化及选择 |
| 2.1 酸对反应的影响 |
| 2.2 滴加速度对反应的影响 |
| 2.3 加料顺序对反应的影响 |
| 2.4 氨水的用量 |
| 2.5 反应温度的影响 |
| 六.锐劲特的制备 |
| 1.反应机理 |
| 2.反应条件的优化及选择 |
| 2.1 对甲苯磺酸二甲胺盐对收率的影响 |
| 2.2 反应温度对反应的影响 |
| 2.3 反应时间对反应的影响 |
| 七.谱图解析 |
| (一).2,6-二氯-4-三氟甲基苯胺的红外吸收光谱 |
| (二).2,3-二氰基丙酸乙酯的红外吸收光谱 |
| (三).锐劲特的红外吸收光谱 |
| (四).2,3-二氰基丙酸乙酯的核磁共振氢谱~1H NMR |
| (五).2,6-二氯-4-三氟甲基苯胺的核磁共振氢谱~1H NMR |
| (六).锐劲特的核磁共振氢谱~1H NMR |
| 第四章 结论 |
| 参考文献 |
| 附录一:红外谱图 |
| 1.锐劲特 |
| 2.二氰基丙酸乙酯 |
| 3.2,6-二氯-4-三氟甲基苯胺 |
| 附录二:氢谱 |
| 1.锐劲特 |
| 2.2,6-二氯-4-三氟甲基苯胺 |
| 3.二氰基丙酸乙酯 |
| 致谢 |
（4）肟类化合物水解碘化乙酰硫代胆碱及对乙酰胆碱酯酶恢复作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.前言 |
| 1.1 AChE的研究现状 |
| 1.1.1 AChE的分布 |
| 1.1.2 ACHE结构与功能的研究进展 |
| 1.1.3 AChE的分子类型及基因结构 |
| 1.1.4 AChE与抗药性的研究现状 |
| 1.2 肟类化合物对中毒AChE重活化作用的研究现状 |
| 1.2.1 肟类化合物的分类 |
| 1.2.2 肟类化合物对中毒AChE重活化作用的研究现状 |
| 1.2.3 肟类的化合物的"非重活化效应" |
| 1.3 AChE老化机制研究进展 |
| 1.4 本实验的研究意义 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 供试药剂与材料 |
| 2.2 反应体系缓冲液的配制 |
| 2.2.1 反应体系缓冲液PBS的配制 |
| 2.2.2 巴比妥钠-KH_2PO_4-NaCl缓冲液的配制 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 3种肟类化合物对乙酰胆碱(acetylthiocholine-iodide和acetylcholine-iodide)的水解作用 |
| 2.3.1.1 3种肟类化合物对ATCh的水解作用(ATCh与DTNB同时开始反应) |
| 2.3.1.2 3种肟类化合物对ATCh的水解作用(后加DTNB) |
| 2.3.1.3 不同终浓度肟类化合物对相同终浓度ATCh水解作用(后加DTNB) |
| 2.3.1.4 相同终浓度的肟类化合物对不同终浓度ATCh水解作用(后加DTNB) |
| 2.3.1.5 Michel法(1949)测定肟类化合物对乙酰胆碱的水解作用 |
| 2.3.2 AChE的制备 |
| 2.3.2.1 小菜蛾AChE的制备 |
| 2.3.2.2 菜蛾绒茧蜂AChE的制备 |
| 2.3.2.3 家蝇头部AChE的制备 |
| 2.3.2.4 蟑螂头部AChE的制备 |
| 2.3.2.5 鲫鱼脑AChE的制备 |
| 2.3.2.6 家兔脑AChE的制备 |
| 2.3.2.7 番鸭脑AChE的制备 |
| 2.3.3 AChE活性的测定 |
| 2.3.4 辛硫磷对AChE的毒力I_(50)的测定 |
| 2.3.5 3种肟类化合物对中毒AChE重活化的测定 |
| 2.3.6 辛硫磷中毒AChE老化的测定 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 3种肟类化合物对乙酰胆碱的水解作用 |
| 3.1.1 3种肟类化合物随反应温度、反应时间和pH变化对ATCh水解作用 |
| 3.1.2 3种肟类化合物对ATCh水解作用(后加DTNB) |
| 3.1.3 不同终浓度的肟类化合物对相同终浓度ATCh的水解作用(后加DTNB) |
| 3.1.4 相同终浓度肟类化合物对不同终浓度ATCh水解作用 |
| 3.1.5 Michel法测定3种肟类化合物对乙酰胆碱的水解作用 |
| 3.2 辛硫磷(Phoxim)对AChE的毒力(I_(50))的测定 |
| 3.3 3种肟类化合物对中毒AChE重活化的测定 |
| 3.4 中毒AChE老化的测定 |
| 4 结论与讨论 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 讨论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）麦穗鱼谷胱甘肽S-转移酶及三种杀虫剂对其影响作用研究（论文提纲范文）
| 第一章 绪论 |
| 1.1 谷胱甘肽 S-转移酶的分类及一般特性 |
| 1.1.1 谷胱甘肽S-转移酶的分类及系统进化关系 |
| 1.1.2 谷胱甘肽S-转移酶结构 |
| 1.1.3 谷胱甘肽S-转移酶的功能 |
| 1.1.4 谷胱甘肽S-转移酶的催化特性 |
| 1.2 谷胱甘肽 S-转移酶在水污染物监测中的应用研究 |
| 1.2.1 典型的有机污染物对水生物GSTs 的影响研究 |
| 1.2.2 藻毒素和金属污染物对水生物GSTs 的影响研究 |
| 1.2.3 杀菌剂和除草剂对水生物GSTs 的影响研究 |
| 1.2.4 杀虫剂对不同水生物GSTs 的影响研究 |
| 1.2.5 其他有机化合物对水生物GSTs 的影响研究 |
| 1.2.6 比较谷胱甘肽S-转移酶与多功能氧化酶 |
| 1.2.7 结语 |
| 1.3 麦穗鱼研究状况 |
| 1.3.1 形态特征 |
| 1.3.2 生物学特征 |
| 1.4 溴氰菊酯、吡虫啉和氟虫腈的理化性质 |
| 1.5 研究目的及选题依据 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 选题依据 |
| 1.6 研究内容和意义 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 第二章 麦穗鱼谷胱甘肽S-转移酶的亚细胞分布和组织分布 |
| 2.1 麦穗鱼谷胱甘肽 S-转移酶的亚细胞分布 |
| 2.1.1 材料与方法 |
| 2.1.2 结果与分析 |
| 2.1.3 讨论 |
| 2.2 麦穗鱼谷胱甘肽 S-转移酶的组织分布 |
| 2.2.1 材料与方法 |
| 2.2.2 结果与分析 |
| 2.2.3 讨论 |
| 2.3 麦穗鱼谷胱甘肽 S-转移酶发育期的变化 |
| 2.3.1 材料与方法 |
| 2.3.2 结果与分析 |
| 2.3.3 讨论 |
| 第三章 麦穗鱼谷胱甘肽S-转移酶的生化特性 |
| 3.1 影响麦穗鱼谷胱甘肽 S-转移酶活性测定的因素 |
| 3.1.1 材料与方法 |
| 3.1.2 影响麦穗鱼GSTs 测定的因素 |
| 3.1.3 结果与分析 |
| 3.1.4 讨论 |
| 3.2 麦穗鱼谷胱甘肽 S-转移酶促反应动力学特性 |
| 3.2.1 材料和方法 |
| 3.2.2 结果与分析 |
| 3.2.3 讨论 |
| 第四章 溴氰菊酯、吡虫啉、氟虫氰对麦穗鱼GSTS 的影响 |
| 4.1 三种药剂对麦穗鱼的急性毒性 |
| 4.1.1 材料与方法 |
| 4.1.2 结果与分析 |
| 4.1.3 讨论 |
| 4.2 三种药剂对麦穗鱼谷胱甘肽S-转移酶诱导的剂量效应 |
| 4.2.1 材料与方法 |
| 4.2.2 结果与分析 |
| 4.2.3 讨论 |
| 4.3 三种药剂对麦穗鱼谷胱甘肽 S-转移酶的时间效应 |
| 4.3.1 材料与方法 |
| 4.3.2 结果与分析 |
| 4.3.3 讨论 |
| 4.4 三种药剂对麦穗鱼谷胱甘肽 S-转移酶分布的影响 |
| 4.4.1 溴氰菊酯对各组织 GSTs 在不同时间相对含量的影响 |
| 4.4.2 随时间的变化,吡虫啉和锐劲特对相同组织 GSTs 分布的影响 |
| 4.4.3 随时间的变化药剂对不同组织 GSTs 分布的影响 |
| 4.4.4 讨论 |
| 第五章 总结与讨论 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 讨论 |
| 5.2.1 本研究的创新之处 |
| 5.2.2 问题与讨论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（7）锐劲特在甘蓝与土壤中残留动态研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 文献综述 |
| 1 国内外农药残留分析技术 |
| 1.1 样品农残提取方法 |
| 1.2 样品净化方法 |
| 1.3 检测方法 |
| 2 锐劲特研究现状 |
| 引言 |
| 第一章 锐劲特气相色谱分析条件研究 |
| 1.1 材料与方法 |
| 1.1.1 仪器 |
| 1.1.2 药品试剂 |
| 1.1.3 气相色谱条件 |
| 1.1.4 试验方法 |
| 1.2 结果与分析 |
| 1.2.1 三因子二次通用旋转回归结构矩阵及试验结果 |
| 1.2.2 锐劲特及其代谢中间体气相色谱图 |
| 1.2.3 锐劲特及其代谢中间体标准曲线 |
| 1.3 讨论 |
| 第二章 锐劲特在甘蓝及土壤中残留测定方法 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 仪器 |
| 2.1.2 药品试剂 |
| 2.1.3 标准品 |
| 2.1.4 制样与提取 |
| 2.1.5 样品检测 |
| 2.1.6 定量方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.3 讨论 |
| 第三章 锐劲特在甘蓝中的残留动态 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 仪器与试剂 |
| 3.1.3 试验处理 |
| 3.1.4 检测样品的提取与检测 |
| 3.1.5 定量方法 |
| 3.1.6 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 锐劲特及其代谢中间体标样及甘蓝样品色谱图 |
| 3.2.2 5％锐劲特在甘蓝中的残留动态 |
| 3.3 讨论 |
| 第四章 锐劲特在土壤中的残留动态 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 仪器与试剂 |
| 4.1.3 田间试验设计 |
| 4.1.4 分析方法 |
| 4.1.5 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 锐劲特及其代谢中间体色谱图 |
| 4.2.2 5％锐劲特在土壤中的残留动态 |
| 4.3 讨论 |
| 第五章 不同温度和pH值土壤中锐劲特残留研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 仪器与试剂 |
| 5.1.2 土壤样品处理 |
| 5.1.3 样品的提取与净化 |
| 5.1.4 测定 |
| 5.1.5 定量方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 不同pH对锐劲特的降解速度的影响 |
| 5.2.2 不同温度对锐劲特的降解速度的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 主要结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的文章 |
| 致谢 |
（8）三唑磷、氟虫腈、Cd～（2+）、Pb～（2+）对麦穗鱼的联合作用与毒理学机理研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 主要缩略语表 |
| 摘要 |
| 第一章 绪言 |
| 1 水生态毒理学研究概况 |
| 2 分子标志物在水生态环境污染评价中的应用 |
| 3 多指标综合研究意义 |
| 4 混合污染物的相互作用 |
| 5 本研究立题的依据、目的和意义及研究内容 |
| 第二章 三唑磷、氟虫腈、镉、铅对麦穗鱼的急性毒性效应 |
| 1 材料与方法 |
| 2 结果与分析 |
| 3 讨论 |
| 第三章 三唑磷、氟虫腈、镉、铅对麦穗鱼的联合急性毒性效应 |
| 1 材料与方法 |
| 2 结果与分析 |
| 3 讨论 |
| 第四章 亚致死剂量的三唑磷、氟虫腈、镉、铅对麦穗鱼几项生化指标的影响 |
| 1 材料与方法 |
| 2 结果与分析 |
| 3 讨论 |
| 第五章 结论 |
| 1 结论 |
| 2 建议 |
| Abstract |
| 参考文献 |
（9）监测海水有机磷农药的生物传感器研制 ——敏感酶的筛选、纯化与固定技术研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 第一章 有机磷农药对海洋动物AChE的毒性效应及其生物传感技术研究概况 |
| 第二章 海洋中对有机磷农药敏感的海鱼AChE筛选 |
| 第三章 鲅鱼AChE的分离纯化及其某些生化性质 |
| 第四章 基于固定化鲅鱼AChE的酶传感器研究 |
| 第五章 结论 |
| 致谢 |
（10）氟吗啉（SYP-L190）对鲤鱼长期毒性的初步研究（论文提纲范文）
| 缩略语 |
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 前言 |
| 文献综述 |
| 1 农药安全性评价中鱼类毒性试验研究综述 |
| 1.1 鱼类毒性试验在农药安全性评价中的重要地位 |
| 1.2 不同农药对鱼类的毒性作用 |
| 1.2.1 有机氯类农药 |
| 1.2.2 有机磷类农药 |
| 1.2.3 氨基甲酸酯类农药 |
| 1.2.4 菊酯类农药 |
| 1.3 农药安全性评价中鱼类毒性试验研究 |
| 1.3.1 鱼类毒性评价试验类型 |
| 1.3.2 农药安全性评价鱼类毒性试验方法的标准化 |
| 1.3.3 OECD有关鱼生长试验标准化 |
| 1.3.4 美国EPA提出的鱼生活周期试验(Lifecycletoxicity) |
| 1.4 鱼类慢性毒性试验展望 |
| 1.5 新农药氟吗啉(SYP-L190)的毒性研究 |
| 1.5.1 氟吗啉的杀菌作用 |
| 1.5.2 氟吗啉的毒性研究 |
| 2 农药等环境污染物对鱼类体内抗氧化防御系统损伤 |
| 2.1 需氧生物体内活性氧系统和氧化胁迫 |
| 2.2 鱼体内主要的抗氧化防御系统酶 |
| 2.2.1 超氧化物歧化酶(SOD)及其作用机理 |
| 2.2.2 过氧化氢酶(CAT)及其作用机理 |
| 2.2.3 谷光甘肽过氧化物酶(GSH-PX)及作用机理 |
| 2.2.4 谷光甘肽(GSH)及作用机理 |
| 2.3 不同环境污染物对鱼抗氧化酶活性影响 |
| 2.3.1 农药类物质 |
| 2.3.2 重金属类 |
| 2.3.3 其它化学污染物 |
| 正文 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 材料 |
| 3.1.1 供试农药 |
| 3.1.2 试验动物 |
| 3.2 方法 |
| 3.2.1 试验用鱼的驯养 |
| 3.2.2 试验用稀释水指标测定 |
| 3.2.3 鲤鱼急性毒性试验 |
| 3.2.4 鲤鱼90天长期染毒试验 |
| 3.2.5 90天染毒后对鲤鱼肝脏过氧化氢酶(CAT)和超氧化物歧化酶(SOD)活性的影响 |
| 3.3 数据统计处理方法 |
| 4 结果与讨论 |
| 4.1 试验用自来水的硬度测定结果 |
| 4.2 急性毒性试验结果 |
| 4.2.1 鲤鱼急性中毒症状 |
| 4.2.2 讨论 |
| 4.3 鲤鱼90天染毒试验氟吗啉和烯酰吗啉浓度测定结果 |
| 4.3.1 标准曲线测定结果 |
| 4.3.2 染毒组氟吗啉和烯酰吗啉的浓度测定结果 |
| 4.4 鲤鱼90天长期染毒毒性结果 |
| 4.4.1 鲤鱼慢性中毒症状 |
| 4.4.2 鲤鱼90天染毒体重、体长统计结果 |
| 4.4.3 鲤鱼90天染毒血液生化学检查结果 |
| 4.4.4 鲤鱼90天染毒血液生化学检查结果 |
| 4.4.5 鲤鱼90天染毒病理学检查结果 |
| 4.5 鲤鱼90天染毒后肝脏CAT和SOD酶活性的测定结果 |
| 4.5.1 小牛血清白蛋白(BSA)标准曲线的测定结果 |
| 4.5.2 CAT和SOD活性测定结果 |
| 4.5.3 讨论 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 附录1 |
| 附录2 |
四、不同温度下锐劲特对受马拉硫磷抑制的麦穗鱼AChE活性恢复的影响(英文)（论文参考文献）
- [1]麦穗鱼（Pseudorasbora parva）的生长特性和食性特征研究[D]. 王雅平. 信阳师范学院, 2016(02)
- [2]氯氰菊酯农药对海洋微藻和大型海藻的毒性效应研究[D]. 岳文洁. 暨南大学, 2009(09)
- [3]锐劲特及其中间体的合成工艺研究[D]. 陈军. 山东大学, 2007(S2)
- [4]肟类化合物水解碘化乙酰硫代胆碱及对乙酰胆碱酯酶恢复作用研究[D]. 张轶辉. 福建农林大学, 2007(06)
- [5]3种肟类化合物对中毒乙酰胆碱酯酶的重活化能力比较[J]. 张轶辉,吴刚. 华东昆虫学报, 2006(04)
- [6]麦穗鱼谷胱甘肽S-转移酶及三种杀虫剂对其影响作用研究[D]. 尹晓晖. 新疆农业大学, 2005(05)
- [7]锐劲特在甘蓝与土壤中残留动态研究[D]. 李培征. 西南农业大学, 2005(06)
- [8]三唑磷、氟虫腈、Cd～（2+）、Pb～（2+）对麦穗鱼的联合作用与毒理学机理研究[D]. 楼建晴. 浙江大学, 2004(03)
- [9]监测海水有机磷农药的生物传感器研制 ——敏感酶的筛选、纯化与固定技术研究[D]. 朱小山. 中国海洋大学, 2003(03)
- [10]氟吗啉（SYP-L190）对鲤鱼长期毒性的初步研究[D]. 李刚. 新疆农业大学, 2003(04)