一、木霉Y对毒死蜱和甲胺磷的降解作用（论文文献综述）
孙佳楠[1]（2020）在《深绿木霉T23对敌敌畏的降解特性及机制》文中指出敌敌畏（2,2-二氯乙烯基二甲基磷酸酯,C4H7Cl2O4P）是一种重要的速效广谱性有机磷杀虫剂,被广泛应用于农作物生产、食品储藏害虫防治及畜禽的寄生虫感染治疗。然而生产或使用过程中的滥用及不当处理,对水体、农田土壤、作物、水产品和畜禽产品等造成污染,严重威胁农产品生产安全和人类健康。真菌可以通过化学修饰或影响化合物的生物利用度来降解环境中的有机污染物,因其菌丝网络的快速形成和对复杂环境中多污染物的同步修复能力而越来越受到关注。木霉菌（Trichoderma）生态适应性强,在自然界不同生态系统均有广泛分布,是典型的多功能微生物,具有降解多种环境污染物的能力。本研究以敌敌畏为降解对象,开展深绿木霉（Trichoderma atroviride）T23菌株对敌敌畏的微生物降解机制研究,明确了深绿木霉T23对敌敌畏的降解特性、鉴定了敌敌畏的降解产物、揭示了敌敌畏降解相关酶和基因,为真菌降解有机磷农药积累了基础理论。具体研究结果如下:（1）深绿木霉T23对敌敌畏的良好耐受性在300μg/mL敌敌畏胁迫下分析其对深绿木霉T23代谢产物的影响。结果表明:差异代谢产物主要富集在与初级代谢相关的氨基酸代谢、氨基糖和核苷酸糖代谢、乙醛酸和二羧酸代谢、三羧酸循环以及与次级代谢相关的核黄素代谢、甲烷代谢、泛酸和Co A的生物合成途径。24 h时与耐受性相关的甜菜碱及其前体吲哚类化合物的相对含量均显着上调,随着敌敌畏含量的降低耐受性相关化合物的相对含量开始下降,证实深绿木霉T23降解敌敌畏的过程可以通过调整耐受性相关代谢途径的化合物含量来适应敌敌畏的胁迫。（2）深绿木霉T23降解敌敌畏的酶促作用通过SEM-EDS的方法检测了深绿木霉T23菌丝对敌敌畏的吸附,未检测到敌敌畏的特征元素Cl;又通过GC-FPD的方法检测了灭活与非灭活菌丝对敌敌畏的降解能力,发现菌丝灭活后对敌敌畏的降解能力与敌敌畏水解的降解能力变化趋势一致,均显着低于非灭活菌丝,说明木霉菌对敌敌畏的吸附微弱。通过胞内、胞外酶活性测定明确了深绿木霉T23降解敌敌畏的酶系属于诱导酶,当敌敌畏的诱导浓度达到500μg/mL时,胞内酶、胞外酶对敌敌畏的降解率分别为54.88%和14.48%,且胞内酶活性始终高于胞外酶活性。经敌敌畏诱导后,深绿木霉T23胞内的内酯酶（lactonase）、芳香酯酶（arylesterase）、过氧化物酶（POD）活性呈现先上升、后下降的变化趋势,对氧磷酶1（paraoxonase 1）的含量也因敌敌畏的诱导而升高。上述蛋白酶活性变化均与敌敌畏降解量呈正相关,为敌敌畏的降解产物的鉴定和敌敌畏降解酶的筛选提供了线索。（3）深绿木霉T23降解敌敌畏的产物与降解途径明确了深绿木霉T23降解敌敌畏的主要代谢产物并推测了深绿木霉T23降解敌敌畏的途径。深绿木霉T23降解敌敌畏产物包括乙醇、乙酸、二氯乙醛、2,2-二氯乙醇、2,2,2-三氯乙醇、二氯乙酸、二氯乙酸乙酯、2,2-二氯乙醇醋酸酯、磷酸二甲酯、磷酸三甲酯、（Z,E）-2-氯乙烯基磷酸二甲酯、PO43-和Cl-。由此推测其降解途径主要有2条:途径I,首先通过P—O键水解使敌敌畏转化为磷酸二甲酯和二氯乙醛,磷酸二甲酯逐步被代谢成PO43-、二氧化碳和水,二氯乙醛被氧化为二氯乙酸或还原为2,2-二氯乙醇。部分2,2-二氯乙醇进一步转化为2,2,2-三氯乙醇,其余的脱氯生成乙醇。途径II,敌敌畏发生脱氯反应后生成（Z）-2-氯乙烯基磷酸二甲酯或（E）-2-氯乙烯基磷酸二甲酯,该中间产物脱2-氯乙醛后生成磷酸三甲酯并逐步转化为PO43-。此外,深绿木霉T23对自然水样中敌敌畏降解的产物与实验室条件下降解产物一致;深绿木霉T23处理后灭菌自然水样中敌敌畏的半衰期为54.6 h,略低于未灭菌自然水样处理组的61.7 h。（4）深绿木霉T23细胞色素P450基因的表达及其对敌敌畏中间产物的转化在深绿木霉T23基因组中克隆到39个具有完整开放阅读框的细胞色素P450基因,这些基因编码的细胞色素P450蛋白分布于21个集团下的29个家族,其中与初级代谢相关的细胞色素P450基因有4个,与次级代谢相关的细胞色素P450基因有14个,与外源性物质代谢相关的P450基因有21个。通过荧光定量PCR的方法分析了与外源性物质代谢相关的P450基因在敌敌畏诱导0 h、2 h、6 h、24 h和48 h后,21个基因的表达变化呈7种表达模式;在100μg/mL、300μg/mL、500μg/mL和1000μg/mL敌敌畏诱导24 h后,TaCyp548、TaCyp620、TaCyp52、TaCyp528和TaCyp504家族下的8个细胞色素P450基因的相对表达量较对照组至少上调表达1倍以上。同源克隆TaCyp548-2,该基因全长1 911 bp,含有4个长为125、75、61和57 bp的内含子,编码530个氨基酸,属于诱导酶。TaCyp548-2的敲除会显着降低敌敌畏降解中间产物2,2-二氯乙醇进一步转化为终产物2,2-二氯乙醇醋酸酯。以敌敌畏诱导后的深绿木霉T23野生株、ΔTaCyp548-2敲除株和co-TaCyp548-2回补株的微粒体进行脂肪酸氧化体外试验,发现TaCyp548-2属于脂肪酸代谢的ω-羟化酶,正调控乙酸、丙酸、异丁酸和二丁酸等低分子有机酸的形成,证明了这些小分子有机酸可促进敌敌畏降解中间产物2,2-二氯乙醇的进一步转化。（5）有机磷水解酶TaPon1-like的鉴定及功能从深绿木霉T23中克隆获得有机磷水解酶基因TaPon1-like。该基因全长为1384 bp,编码438个氨基酸,具有典型6 Propeller水解酶亚家族的特征序列,受敌敌畏诱导后持续上调表达。通过ATMT的方法构建了TaPon1-like敲除株KO1和回补株CO1。24 h时,经KO1处理的敌敌畏残留量较野生株T23与回补株CO1分别高124.88μg/mL和130.30μg/mL,说明缺失TaPon1-like会削弱深绿木霉降解敌敌畏的能力。将TaPon1-like在E.coli Origami B（DE3）中表达,经GST亲和层析柱纯化后获得重组蛋白酶reTaPon1-like,该酶蛋白可将敌敌畏转化为磷酸二甲酯和二氯乙酸,证明TaPon1-like是编码P—O键水解的相关酶基因。重组酶reTaPon1-like降解敌敌畏的最佳反应温度范围为20～35°C,最适p H 7.5～9.0。Ca2+和Zn2+可分别显着增加酶活性489.7%和134.4%,Mg2+、Na+、Ba2+和Mn2+可增加酶活性19.9%～76.5%,而Cu2+显着抑制酶活性。reTaPon1-like具有广泛的水解底物谱,不仅对对氧磷类化合物（对氧毒死蜱、速灭磷、马拉氧磷和氧化乐果）具有水解活性,还对芳香酯类（乙酸苯酯、对硝基苯基乙酸酯和对硝基苯基丁酸酯）和内酯类化合物3,4-二氢香豆素具有水解活性,对各底物的米氏常数Km范围为0.23～1.58 mmol/L,kcat为6.1～3261.1 s-1。其中该酶蛋白酶对敌敌畏亲和性最佳,米氏常数Km为0.23 mmol/L,kcat为204.3 s-1,kcat/Km s-1为8.88×105 s-1 M-1。本文系统研究了深绿木霉T23降解敌敌畏的主要酶促作用和分子机理。揭示了深绿木霉T23酶促降解敌敌畏的作用特点,推测了敌敌畏降解途径;首次发现深绿木霉T23中存在有机磷水解酶基因TaPon1-like,该基因编码的蛋白酶负责敌敌畏P—O键的水解;分析了敌敌畏胁迫下细胞色素P450多样表达模式,明确细胞色素P450基因TaCyp548-2正调控胞外小分子有机酸的产生,促进对敌敌畏中间产物的转化;综合提出了深绿木霉T23促使敌敌畏P—O键水解到中间产物进一步分解转化的主要酶促降解过程。
汤星阳[2]（2020）在《秸秆快速降解菌系的构建及其在有机污染物治理中的应用》文中研究指明秸秆快速降解不仅可以解决农业废弃物资源浪费和秸秆焚烧造成的环境污染问题,而且对改善土壤结构、增加肥力具有重要价值,对促进农业生态健康发展意义重大。本文利用重组里氏木霉（Trichoderma reesei ZJ-09）、黑曲霉（Aspergillusniger ZU-06）和彩绒革盖菌（Trametes versicolor）构建而成的秸秆快速降解复合菌系（TATS）对秸秆降解进行研究,利用其固态发酵过程中生产的漆酶对环境中存在的几类典型有机污染物进行催化降解,并在此基础上开展TATS降解秸秆与土壤污染生物修复的耦合试验。以水稻秸秆为基质固态发酵过程中,发现重组里氏木霉不仅能高产纤维素酶,而且还可生产漆酶,对于里氏木霉不能利用的木质素具有一定的降解作用。固态发酵10天,滤纸酶（纤维素酶）和漆酶活力分别可达110.4 IU/g和24.5 IU/g;秸秆纤维素、半纤维素和木质素降解率分别为56.1%、49.3%、36.8%,失重率达41.1%,较出发菌株提高了 23.9%。研究发现:重组里氏木霉和枯草芽孢杆菌不适合进行协同发酵。黑曲霉作为辅助菌种可有效提高固态基质中纤维素酶和木聚糖酶活力,与重组里氏木霉协同发酵时滤纸酶和β-葡萄糖苷酶活力分别为132.7 IU/g和213.1 IU/g,木聚糖酶活力达6082.6 IU/g,较重组里氏木霉单独发酵分别提高20.2%、1200.1%和6.3%;秸秆纤维素和半纤维素降解率则分别提高5.5%和13.3%,秸秆失重率提高了 19.5%,但木质素降解率稍有下降。采用彩绒革盖菌作为重组里氏木霉的辅助菌种,可有效提高发酵基质中的漆酶活力,两者协同发酵时漆酶活力可达33.5IU/g,较重组里氏木霉单独发酵提高了 37.0%,木质素降解效果提升了 42.9%,但纤维素和半纤维素降解率则无明显提高。将重组里氏木霉、黑曲霉、彩绒革盖菌有机组合,使其优势互补,对TATS中不同菌种的组成比例、接种时间、接种顺序以及固态发酵条件等相关影响因素进行了研究。结果表明:根据菌种在发酵基质中的生长特性,彩绒革盖菌应首先接入发酵基质,重组里氏木霉和黑曲霉分别延后1天和2天接入,在3个菌种的适宜接种比例为2:2:1,总接种量10%（v/w）,麸皮用量10%（w/w）,基质含水率70%,30℃条件下,固态发酵第10天滤纸酶、木聚糖酶和漆酶活力分别可达134.7IU/g、6450.3 IU/g和30.4 IU/g;秸秆纤维素、半纤维素、木质素降解率分别可达64.2%、61.5%、46.2%,秸秆失重率为53.1%。TATS对不同作物秸秆均具有良好的降解效果,其中以小麦、玉米秸秆和甘蔗渣作为底物基质时漆酶活力最高分别可达27.3 IU/g、52.2 IU/g和37.8 IU/g,相应秸秆失重率分别为42.3%、46.8%和 35.4%。以水稻秸秆为基质进行TATS的模拟放大试验,结果表明:在自然条件下,种子液接种时固态发酵第10天漆酶活力峰值为12.3 IU/g,第12天滤纸酶活力峰值为78.4 IU/g,秸秆失重率为35.1%;而以酶曲接种时固态发酵第10天漆酶活力达到峰值16.4IU/g,第12天滤纸酶和木聚糖酶达到峰值,分别为96.4 IU/g和5247.8IU/g,且水稻秸秆纤维素、半纤维素和木质素降解率分别可达42.3%、44.5%、27.2%,秸秆失重率达41.5%。TATS不仅可以实现不同作物秸秆的快速降解,在自然条件下也有较好的应用效果,而且还可生产漆酶用于污染物的降解,具有实际应用潜力。利用TATS固态发酵过程中所产漆酶对兽用抗生素金霉素和土霉素进行降解,结果表明在无外加介体,pH5.0,60℃,120r/min条件下反应5h,金霉素降解率可达95.7%;另外,构建的漆酶-丁香醛/香草醛复合天然介体系统在漆酶用量0.1 IU/mL、50℃、120r/min、pH4.0的条件下反应4h,土霉素的降解率高达 95.1%。在TATS酶曲应用降解毒死蜱实验中发现在无需外加介体,酶曲用量0.04 g/mL,50℃,pH 4.5以及120 r/min水浴条件下反应6h,水体中毒死蜱降解率可达95.3%。在酶曲处理含毒死蜱污染土壤过程中,发现翻堆方式可加快酶曲对毒死蜱的降解但不影响毒死蜱的最终降解率,在保持酶曲含水率60%,酶曲用量10%（w/w）条件下将酶曲铺于污染土壤上层,作用第12天毒死蜱降解率最高达58.3%。在开放环境下的浅盘中进行TATS降解秸秆与含毒死蜱污染土壤生物修复的耦合实验,将秸秆基质平铺于含毒死蜱污染土壤上层,以酶曲接种方式接入2%（w/w）的酶曲,保持基质含水率为60%,作用时间14天。结果表明第10天时漆酶活力峰值达17.4 IU/g,第12天滤纸酶活力峰值达92.4 IU/g,第14天秸秆纤维素、半纤维素和木质素降解率分别为41.2%、45.5%、26.2%,秸秆失重率可达42.4%,毒死蜱降解率最高达53.3%。TATS在降解秸秆和污染物治理中具有良好的应用效果,也为其他污染物降解提供了借鉴意义。本文研究结果不仅在秸秆资源利用方面具有重要意义和推广价值,而且在秸秆降解过程中可高产具有作用底物宽泛和环境友好特点的漆酶,在污染物治理降解和生态环境保护方面具有重要的应用价值,为进一步开展秸秆快速降解技术升级和污染物生物修复工作奠定基础。
魏迎雪[3]（2019）在《叶际毒死蜱降解菌多样性及降解机制研究》文中指出毒死蜱因杀虫谱广、毒性低等优点广泛应用于农业,但由于不合理用药导致农药残留超标。生物降解农残是一种可靠有效的农药去除技术。叶际微生物功能丰富,可促进植物生长、固氮、降解农残等。目前已分离出毒死蜱降解菌大多来自水体和土壤,对叶际毒死蜱降解菌筛选的报道很少。本课题采用富集培养等方法从蔬菜叶际分离毒死蜱降解菌,验证蔬菜叶际毒死蜱降解菌的多样性;通过单因素实验对其中一株降解菌Buttiauxella sp.CPF 5进行降解特性研究;利用从水草叶际分离的一株毒死蜱高效降解菌Rhodobacter sp.EBL0706,采用转录组测序等技术寻找与毒死蜱降解相关的酶基因,推断毒死蜱的生物代谢路径。主要研究结果如下:1)白菜和油麦菜叶片可分离培养的毒死蜱降解细菌分布于根瘤菌属（Rhizobium）、嗜麦芽寡养单胞菌属（Stenotrophomonas）、假单胞菌属（Pseudomonas）、约翰不动杆菌属（Acinetobacter）、乡间步丘氏属（Buttiauxella）。2)高效降解菌Buttiauxella sp.CPF 5接种量为7.5×109 CFU·mL-1时可使浓度为50·mg·L-1的毒死蜱降解率达到60%。3)酵母提取物有助于CPF 5菌株的生长和毒死蜱的降解。最优降解条件为温度32℃、pH 8.6,酵母提取物浓度为7 g·L-1,此时CPF 5对毒死蜱降解率可达97%。4)筛选到28个参与毒死蜱降解的酶基因,包括酯酶,还原酶,单加氧酶,双加氧酶等。
史陶中[4]（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》文中研究表明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。
于翔霏[5]（2019）在《潜流人工湿地降解盐碱化稻田退水中毒死蜱的影响因素及强化技术研究》文中提出毒死蜱是水稻常用的杀虫剂品种之一,也是稻田退水中主要农药成分之一。同时,受政策导向和市场的影响,我国苏打盐碱地水田开发面积不断扩大,稻田退水量增大,退水中的氮磷营养盐、盐离子和毒死蜱等污染物,对下游水体和湿地生态系统造成很大影响。本研究运用潜流人工湿地（Subsurface flow constructed wetlands,SFCWs）处理盐碱化稻田退水中毒死蜱及其有毒水解产物3,5,6-三氯-2-吡啶酚（TCP）。在筛选基质的基础上,构建SFCWs,研究了毒死蜱及TCP在潜流人工湿地中的时空变化,评估了处理效果,识别了影响因素,探讨了降解机理,研发出强化技术,并得出以下结论:（1）六种基质的等温吸附最大吸附量由大到小依次为:蛭石>Fe-C>>火山岩>炉渣>陶粒>砾石。炉渣是最佳的人工湿地基质,蛭石和Fe-C更适用于对基质的强化。毒死蜱在植物各组织的含量关系为:根>茎>叶。三种植物对TCP的吸收降解效果为香蒲>美人蕉>芦苇。美人蕉能够同时吸收和代谢毒死蜱与TCP,是理想的人工湿地植物。（2）人工湿地可有效去除进水中的毒死蜱,大部分毒死蜱在人工湿地运行后的最初2 h被去除,24 h出水中毒死蜱去除率大于90%,8 d毒死蜱去除率均大于99%。人工湿地上层水的毒死蜱浓度略低于下层。微生物降解至少去除约66%的毒死蜱,碱性条件下的化学水解贡献约20%的毒死蜱去除率,湿地植物对毒死蜱的吸收量不足4%,约有6%-10%的毒死蜱被基质所吸附。TCP浓度在毒死蜱降解初期迅速上升,在水力停留时间（HRT）1-2 d达到浓度最大值,随后缓慢下降,在HRT 8 d时均降至约2μg L-1。炉渣可以显着提高人工湿地对TCP的去除效果,同时湿地内部的微生物降解是TCP降解过程的重要途径。（3）随着毒死蜱浓度的升高,毒死蜱和TCP的降解均受到抑制。氮磷营养盐的加入显着抑制了毒死蜱的降解（P<0.05）,TCP的降解并未受到显着影响。盐离子浓度的升高加快了毒死蜱和TCP的碱性水解速率。（4）Fe-C强化和液体菌剂单次投加强化是较理想的基质优化和微生物优化措施。并且降解菌剂加入后仅在4 d内就将毒死蜱和TCP的彻底降解。变形菌门的相对丰度在50%水平以上,其可能是毒死蜱和TCP降解的主要降解菌门。Fe-C的加入对微生物群落结构影响较大,硫杆菌属（Thiobacillus）、噬酸菌属（Acidovorax）、水小杆菌属（Aquabacterium）和Noviherbaspirillum菌属是Fe-C处理组的优势菌属,其可能参与到铁碳微电解的相关铁氧化过程或能够在微电解环境下对水体中污染物进行有效降解,使其在Fe-C微电解环境下丰度升高。（5）本研究综合所得结论提出了潜流人工湿地降解稻田退水中毒死蜱及TCP的强化技术。该技术可显着提高人工湿地对毒死蜱和TCP的处理效果,大幅缩短水力停留时间至4 d。强化技术将对治理毒死蜱稻田排水污染提供十分重要的理论基础。
管悦[6]（2019）在《番茄根系分泌物对LuxAB标记菌株Cupriavidus nantongensis X1生长及降解毒死蜱的影响》文中提出为探究番茄根系分泌物在污染物降解中的作用,分析了不同浓度番茄根系分泌物及8种主要的具体组分（木糖、果糖、谷氨酸、亮氨酸、天冬氨酸、柠檬酸、苹果酸、琥珀酸）对Lux-X1菌株生长、降解毒死蜱及其产物TCP（3,5,6-三氯-2-吡啶醇）的影响,研究结果如下:1.水培法收集番茄根系分泌物,冷冻干燥后以无机盐培养基重旋至原浓度不同倍数（1倍、5倍、10倍、20倍）番茄根系分泌物,观察其对降解菌Lux-X1生长的影响。结果表明,添加番茄根系分泌物组均会提高菌落数,且随着浓缩倍数的增加,菌落数也越多。2.降解菌Lux-X1在不同浓度根系分泌物溶液中对20 mg·L-’毒死蜱的降解作用表现为:添加根系分泌物后,毒死蜱和TCP降解均表现出不同程度的促进作用,添加浓度为10倍根系分泌物时,毒死蜱及TCP降解速率最快。3.向无机盐培养基中加入8种番茄根系分泌物（木糖、果糖、谷氨酸、亮氨酸、天冬氨酸、柠檬酸、苹果酸和琥珀酸）,至8浓度为100 mg·L-1,观察各组分对Lux-X1菌生长的影响后发现,8种根系分泌物均能作为能源物质供菌落生长,且促进作用表现为谷氨酸=天冬氨酸>亮氨酸>苹果酸>琥珀酸>柠檬酸=木糖>果糖,整体表现为氨基酸>有机酸>糖类。4.8种根系分泌物单独作用下Lux-X1菌降解毒死蜱表现为:糖类对毒死蜱降解均呈现抑制效果,氨基酸类对降解具有促进作用,有机酸作用不显着,体系中TCP累积情况表现为:除了 2种糖类外其余组分中TCP降解均会加快,氨基酸类较有机酸类对TCP降解更为有利。5.8种根系分泌物联合作用重复进行降解实验后发现,组合可以产生协同效应,木糖在与其他根系分泌物联合作用下均比单独添加时降解加快,而琥珀酸则相反。联合作用表明氨基酸类对于TCP的消解具有正向调节作用。
张娜娜,姜博,邢奕,连路宁,陈亚婷[7]（2018）在《有机磷农药污染土壤的微生物降解研究进展》文中进行了进一步梳理有机磷农药是目前我国使用量最大的农药之一,严重污染环境和生态系统,并通过食物链在生物体内富集,进而危害人类健康。微生物降解技术具有降解效率高、代谢途径多、无二次污染的优势,是目前清除环境中有机磷农药的主要手段,能有效降低有机磷农药的危害。目前有机磷农药的降解微生物主要是通过实验室纯培养方法获得,与自然生态环境中存在的降解功能性微生物信息差异较大,而利用不可培养方法识别功能性微生物的技术具有广阔的应用前景。本文从有机磷农药的使用情况及引发的环境问题出发,概述了有机磷农药在土壤中的迁移转化途径,稳定同位素探测技术和磁性纳米材料等不可培养方法对有机磷农药降解功能性微生物的识别,微生物降解有机磷农药污染土壤的功能基因、降解途径及降解机理;探讨了植物–微生物联合修复在有机磷农药污染土壤修复中的作用,并分析了环境因子及农药自身性质对有机磷农药降解的影响;最后,讨论了微生物降解技术存在的问题及今后研究方向。
张广志,杨合同,张新建,陈凯,李纪顺[8]（2014）在《毒死蜱降解木霉菌对几种重要植物病原真菌的生防活性》文中进行了进一步梳理木霉菌既是广泛应用的防治植物病害的生防菌,又是一类很有应用潜力的环境污染修复菌。针对分离筛选出的6株高效降解毒死蜱的木霉菌株,进行了土传植物真菌病害的生防活性试验。结果表明,在对峙培养条件下,供试木霉菌株对几种病原真菌均具有较为显着的抑制率,发酵滤液对多数病原真菌具有明显的抑菌作用。所有供试木霉菌株能在立枯丝核菌、灰霉、终极腐霉菌落上着生,并逐渐覆盖全部菌落;但不能在茄腐镰孢菌、尖孢镰孢菌、大丽轮枝菌上生长。真菌重寄生现象观察结果表明,供试木霉菌仅对立枯丝核菌具有明显的重寄生现象。研究结果表明,筛选出的高效降解毒死蜱的木霉菌菌株可对多种土传植物病原真菌具有良好的生防潜力。
陆佳靓[9]（2014）在《修复两种农药污染土壤的固定化微生物技术》文中指出毒死蜱和克百威是两种常见的广谱性杀虫剂，长期接触对人类的神经系统具有很强的破坏作用，甚至致死。但毒死蜱和克百威在土壤中与土壤颗粒强烈结合，半衰期长，不易自然降解。因此，修复毒死蜱和克百威污染的土壤刻不容缓。本文通过固定化微生物技术对毒死蜱和克百威污染的土壤进行降解研究，为毒死蜱和克百威农药污染土壤的修复工作提供一个新的方法。本研究通过对降解菌的富集驯化后，分别以毒死蜱和克百威为目标污染物，以降解率为考察参数，最终各获得两株优势降解菌：LLBD2、LLBD4、LLBK2和LLBK10。并对这四株优势降解菌进行了16SrDNA菌种鉴定，结果显示LLBD2、LLBK2和LLBK10均为蜡状芽孢杆菌（Bacillus cereus），LLBD4为芽胞杆菌（Bacillus sp.）。采用包埋和交联结合的方法对菌种进行了固定化，结果表明，菌种固定化后对污染物毒死蜱和克百威的降解效果明显好于游离菌，半衰期也大大缩短。其中LLBD2在72h内由H1载体固定化后的降解率为83.28%。LLBK2在72h内由H3载体固定化后的降解率为84.52%。对LLBD2和LLBK2进行环境因子影响的考察表明：固定化菌比游离菌更能适应环境的变化，在污染物初始浓度、pH、温度变化幅度很大时，固定化菌的降解率波动比较平稳。固定化微生物受环境因子的变化影响小，适应能力强。
卢洁,曹明星,李晓花,梁同军,鲍海鸥[10]（2013）在《1株毒死蜱降解菌的降解特性》文中指出为弄清菌株CB3对毒死蜱的降解特性,采用摇床振荡培养等方法,对从长期受有机磷农药污染的土壤和废水中分离出的1株毒死蜱降解菌的降解特性进行了研究。结果表明:CB3生长和对毒死蜱的降解作用具有一定的同步性,当其生长量最大时,对毒死蜱的降解率达89.6%。初始浓度200800mg/L时,CB3对毒死蜱的降解率较高;浓度高于800mg/L时,随着初始浓度的增加,降解率逐渐下降;当初始浓度为2 000mg/L时,降解率仅32%。接种量低于1mL时,CB3对毒死蜱的降解率随着接种量增加而提高,当接种量在12.5mL时,CB3对毒死蜱降解率无明显差异。CB3在pH6.07.0,2535℃条件下对毒死蜱的降解率较高。CB3对有机磷类农药的降解作用具有选择性,利用三唑磷作为碳源时生长良好,利用马拉硫磷和氧乐果作碳源时生长较差,利用辛硫磷和乙酰甲胺磷作为碳源时几乎不生长。
二、木霉Y对毒死蜱和甲胺磷的降解作用（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、木霉Y对毒死蜱和甲胺磷的降解作用（论文提纲范文）
（1）深绿木霉T23对敌敌畏的降解特性及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略词表 List of abbreviations |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 有机磷农药污染与生物降解 |
| 1.1.1 有机磷农药污染现状及危害 |
| 1.1.2 有机磷农药的生物降解 |
| 1.2 木霉菌对环境污染物的生物修复 |
| 1.2.1 木霉菌资源与功能 |
| 1.2.2 木霉菌对环境污染物的生物修复作用 |
| 1.2.3 木霉菌对有机磷农药的耐受性 |
| 1.3 真菌细胞色素P450 对环境污染物的降解 |
| 1.4 对氧磷酶对有机磷农药的降解作用 |
| 1.5 研究的意义、内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 深绿木霉T23 对敌敌畏的吸附与降解 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试菌株 |
| 2.1.2 试剂、培养基及仪器 |
| 2.1.3 深绿木霉T23 的活化与菌丝培养物制备 |
| 2.1.4 深绿木霉T23 对有机磷农药敌敌畏的吸附试验 |
| 2.1.5 胞外和胞内酶的提取 |
| 2.1.6 菌丝体形态观察和表面元素定性分析 |
| 2.1.7 灭活与非灭活菌丝体对敌敌畏的降解 |
| 2.1.8 胞内酶活性和过氧化氢含量的测定 |
| 2.1.9 胞内代谢产物的鉴定和分析 |
| 2.1.10 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 深绿木霉T23 对敌敌畏胁迫的耐受性分析 |
| 2.2.2 深绿木霉T23 对敌敌畏的吸附 |
| 2.2.3 深绿木霉T23 对敌敌畏的降解 |
| 2.2.4 深绿木霉T23 胞内酶活性与降解效应相关性分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 深绿木霉T23 对敌敌畏的降解途径 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试菌株 |
| 3.1.2 试剂、培养基及仪器 |
| 3.1.3 菌株的培养 |
| 3.1.4 深绿木霉T23 降解敌敌畏的产物鉴定 |
| 3.1.5 水样的采集与处理 |
| 3.1.6 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 敌敌畏浓度变化对深绿木霉T23 生长的影响 |
| 3.2.2 敌敌畏浓度变化对深绿木霉T23 产无机盐离子的影响 |
| 3.2.3 深绿木霉T23 降解敌敌畏中间产物的鉴定和分析 |
| 3.2.4 自然环境中深绿木霉T23 降解敌敌畏产物与代谢途径预测 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 深绿木霉T23 细胞色素P450 基因的克隆及其在降解敌敌畏中的作用 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试菌株 |
| 4.1.2 主要试剂、培养基与仪器 |
| 4.1.3 总RNA提取和反转录反应 |
| 4.1.4 细胞色素P450 相关基因的注释 |
| 4.1.5 细胞色素P450 基因片段的扩增 |
| 4.1.6 细胞色素P450 基因编码蛋白的生物信息学分析 |
| 4.1.7 敌敌畏胁迫下细胞色素P450s相关基因荧光定量PCR |
| 4.1.8 细胞色素P450 微粒体的诱导及分离 |
| 4.1.9 脂肪酸及其代谢产物的测定 |
| 4.1.10 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 细胞色素P450 基因cDNA的克隆 |
| 4.2.2 细胞色素P450 基因编码蛋白的生物信息学分析 |
| 4.2.3 敌敌畏胁迫下细胞色素P450 基因表达差异 |
| 4.2.4 TaCyp548-2 突变株的筛选和验证 |
| 4.2.5 TaCyp548-2 的功能分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 敌敌畏水解酶基因TaPon1-like的克隆与功能 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试菌株和质粒 |
| 5.1.2 主要试剂、培养基与仪器 |
| 5.1.3 基因组DNA提取 |
| 5.1.4 总RNA提取和反转录反应 |
| 5.1.5 半定量 PCR和荧光定量 PCR |
| 5.1.6 同源克隆 |
| 5.1.7 序列分析与预测 |
| 5.1.8 构建TaPon1-like敲除和互补突变体 |
| 5.1.9 原核表达及纯化 |
| 5.1.10 纯化的reTaPon1-like酶对敌敌畏的降解 |
| 5.1.11 reTaPon1-like的酶特性分析 |
| 5.1.12 本章研究中使用的引物 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 TaPon1-like的克隆与序列分析 |
| 5.2.2 TaPon1-like基因表达水平的分析 |
| 5.2.3 TaPon1-like敲除子的筛选和验证 |
| 5.2.4 TaPon1-like互补子及荧光定位突变株的筛选和验证 |
| 5.2.5 TaPon1-like突变株形态观察 |
| 5.2.6 TaPon1-like突变株降解敌敌畏的功能 |
| 5.2.7 TaPon1-like的原核表达及功能分析 |
| 5.2.8 纯化的reTaPon1-like的底物特异性和酶动力学 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.1.1 深绿木霉T23 可高效降解敌敌畏 |
| 6.1.2 深绿木霉T23 对敌敌畏的降解途径 |
| 6.1.3 敌敌畏胁迫下深绿木霉T23 细胞色素P450 表达模式及其在降解敌敌畏中的作用 |
| 6.1.4 木霉菌源类对氧磷酶基因及其在降解敌敌畏中的作用 |
| 6.2 创新点 |
| 6.2.1 明确了深绿木霉T23 降解敌敌畏的产物并预测了降解途径 |
| 6.2.2 阐明深绿木霉T23 细胞色素P450 调节敌敌畏降解中间产物的转化 |
| 6.2.3 发现深绿木霉T23 中水解敌敌畏的类对氧磷酶基因TaPon1-like |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文和申请的专利 |
| 致谢 |
（2）秸秆快速降解菌系的构建及其在有机污染物治理中的应用（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 国内外秸秆利用现状 |
| 1.2 秸秆组成及主要降解酶系 |
| 1.2.1 秸秆组成成分简介 |
| 1.2.2 纤维素水解酶 |
| 1.2.3 半纤维素水解酶 |
| 1.2.4 木质素水解酶—漆酶 |
| 1.3 漆酶在有机污染物降解中的应用 |
| 1.3.1 多环芳烃 |
| 1.3.2 农药 |
| 1.3.3 石油烃 |
| 1.3.4 染料 |
| 1.3.5 抗生素 |
| 1.4 天然介体 |
| 1.5 兽药土霉素和金霉素简介 |
| 1.6 杀虫剂毒死蜱简介 |
| 1.7 本论文研究的主要内容 |
| 第二章 TATS的构建 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 菌种 |
| 2.2.2 培养基 |
| 2.2.3 主要试剂 |
| 2.2.4 实验仪器 |
| 2.2.5 秸秆预处理 |
| 2.2.6 重组里氏木霉降解秸秆试验 |
| 2.2.7 重组里氏木霉与黑曲霉协同降解秸秆试验 |
| 2.2.8 重组里氏木霉与彩绒革盖菌协同降解秸秆试验 |
| 2.2.9 TATS的构建 |
| 2.2.10 分析测定方法 |
| 2.2.10.1 漆酶活力的测定 |
| 2.2.10.2 滤纸酶活力的测定 |
| 2.2.10.3 木聚糖酶活力的测定 |
| 2.2.10.4 β-葡萄糖苷酶活力的测定 |
| 2.2.10.5 还原糖含量的测定 |
| 2.2.10.6 固体酶曲中酶活力的测定 |
| 2.2.10.7 秸秆失重率计算方法 |
| 2.2.10.8 秸秆纤维物料组分测定 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 重组里氏木霉降解秸秆试验 |
| 2.3.1.1 重组里氏木霉对比出发菌株降解秸秆试验 |
| 2.3.1.2 枯草芽孢杆菌对重组里氏木霉降解秸秆的影响 |
| 2.3.1.3 重组里氏木霉降解秸秆产酶进程和木质纤维素降解情况 |
| 2.3.2 重组里氏木霉与黑曲霉协同降解秸秆试验 |
| 2.3.2.1 黑曲霉接种时间和比例的影响 |
| 2.3.2.2 协同发酵与单一菌种发酵降解秸秆的对比 |
| 2.3.3 重组里氏木霉与彩绒革盖菌协同降解秸秆试验 |
| 2.3.3.1 彩绒革盖菌接种时间和比例的影响 |
| 2.3.3.2 协同发酵产酶和秸秆降解情况 |
| 2.3.4 TATS的构建 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 TATS以秸秆为基质的固态发酵基础研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 菌种 |
| 3.2.2 培养基 |
| 3.2.3 主要试剂 |
| 3.2.4 实验仪器 |
| 3.2.5 酶曲的制备 |
| 3.2.6 TATS对不同作物秸秆的降解试验 |
| 3.2.7 自然条件下TATS固态发酵试验 |
| 3.2.8 分析测定方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 TATS对不同作物秸秆的降解情况 |
| 3.3.2 TATS接种方式对秸秆降解的影响 |
| 3.3.3 TATS酶曲接种量对秸秆降解的影响 |
| 3.3.4 TATS酶曲降解秸秆产酶进程和木质纤维素降解情况 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 漆酶在兽用抗生素降解中的应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 菌种 |
| 4.2.2 培养基 |
| 4.2.3 主要试剂 |
| 4.2.4 实验仪器 |
| 4.2.5 粗酶液的制备 |
| 4.2.6 漆酶对土霉素的降解实验 |
| 4.2.7 漆酶对金霉素的降解实验 |
| 4.2.8 分析测定方法 |
| 4.2.8.1 漆酶活力的测定 |
| 4.2.8.2 高效液相色谱法检测土霉素 |
| 4.2.8.3 金霉素浓度及其降解产物测定 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 漆酶对土霉素的降解实验 |
| 4.3.1.1 介体种类和浓度对漆酶降解土霉素的影响 |
| 4.3.1.2 介体复配对漆酶降解土霉素的影响 |
| 4.3.1.3 漆酶-Syr/Van系统降解土霉素的时间进程 |
| 4.3.2 漆酶对金霉素的降解实验 |
| 4.3.2.1 介体对漆酶降解金霉素的影响 |
| 4.3.2.2 漆酶用量和反应时间对漆酶降解金霉素的影响 |
| 4.3.2.3 温度和pH对漆酶降解金霉素的影响 |
| 4.3.2.4 漆酶降解金霉素反应机理分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 TATS酶曲在含毒死蜱污染土壤治理中的应用 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 菌种 |
| 5.2.2 培养基 |
| 5.2.3 主要试剂 |
| 5.2.4 实验仪器 |
| 5.2.5 TATS酶曲的制备 |
| 5.2.6 含毒死蜱污染土壤测定及预处理 |
| 5.2.7 酶曲降解水体中毒死蜱实验 |
| 5.2.8 酶曲降解土壤中毒死蜱实验 |
| 5.2.9 TATS降解秸秆及其对毒死蜱污染土壤生物修复耦合实验 |
| 5.2.10 分析测定方法 |
| 5.2.10.1 漆酶活力的测定 |
| 5.2.10.2 滤纸酶活力的测定 |
| 5.2.10.3 秸秆纤维物料组分测定 |
| 5.2.10.4 污染土壤中毒死蜱含量的测定 |
| 5.2.10.5 高效液相色谱法检测毒死蜱 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 酶曲降解水体中毒死蜱的影响因素 |
| 5.3.1.1 酶曲用量和反应时间对酶曲降解毒死蜱的影响 |
| 5.3.1.2 反应温度和pH对酶曲降解毒死蜱的影响 |
| 5.3.2 酶曲降解土壤中毒死蜱的影响因素 |
| 5.3.2.1 翻堆对酶曲降解毒死蜱的影响 |
| 5.3.2.2 酶曲用量和含水率对酶曲降解毒死蜱的影响 |
| 5.3.3 TATS降解秸秆及其对毒死蜱污染土壤生物修复耦合进程 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 参考文献 |
| 附录: 论文发表情况 |
（3）叶际毒死蜱降解菌多样性及降解机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 叶际微生物 |
| 1.1.1 叶际微生物多样性 |
| 1.1.2 叶际微生物生态功能 |
| 1.2 有机磷农药的生物降解 |
| 1.2.1 有机磷农药降解菌 |
| 1.2.2 微生物降解有机磷农药机理 |
| 1.2.3 影响有机磷农药生物降解的因素 |
| 1.3 毒死蜱的生物降解研究 |
| 1.3.1 毒死蜱的理化性质 |
| 1.3.2 毒死蜱的残留 |
| 1.3.3 毒死蜱生物降解以及机理研究 |
| 1.4 本课题研究意义及目的 |
| 第2章 蔬菜叶际毒死蜱降解菌的多样性 |
| 2.1 仪器与试剂 |
| 2.1.1 实验样品 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.1.4 主要溶液的配制 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 毒死蜱降解菌的富集和分离 |
| 2.2.2 毒死蜱降解菌的鉴定 |
| 2.2.3 毒死蜱降解菌的系统发育树分析 |
| 2.2.4 降解菌的生物表面活性剂检测 |
| 2.2.5 毒死蜱降解菌的降解能力检测 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 降解菌的分离 |
| 2.3.2 降解菌形态学特征 |
| 2.3.3 降解菌生理生化特性 |
| 2.3.4 降解菌抗生素抗性特征 |
| 2.3.5 降解菌16S rDNA系统发育分析 |
| 2.3.6 生物表面活性剂检测 |
| 2.3.7 毒死蜱降解 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 降解菌Buttiauxella sp.CPF5 的特性研究 |
| 3.1 仪器与试剂 |
| 3.1.1 实验仪器 |
| 3.1.2 实验试剂和主要溶液的配制 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 CPF5 母液的制备 |
| 3.2.2 接种量对毒死蜱降解的影响 |
| 3.2.3 外源对毒死蜱降解的影响 |
| 3.2.4 毒死蜱降解条件的优化 |
| 3.2.5 菌株CPF5 表面形态变化 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 CPF5 生长特性 |
| 3.3.2 接种量对降解率的影响 |
| 3.3.3 外加碳源对毒死蜱降解影响 |
| 3.3.4 响应面法确定最优降解条件 |
| 3.3.5 降解过程中CPF5 形态变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 毒死蜱代谢机制研究 |
| 4.1 仪器与试剂 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 Rhodobacter sp.EBL0706 对毒死蜱的降解动力学 |
| 4.2.2 菌株RNA提取与测序文库构建 |
| 4.2.3 转录组测序与注释 |
| 4.2.4 基因表达差异分析 |
| 4.2.5 GO功能显着性富集分析 |
| 4.2.6 KEGG显着性富集分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 菌株EBL0706 对毒死蜱降解动力学 |
| 4.3.2 RNA-Seq质量评估 |
| 4.3.3 转录组序列比对分析 |
| 4.3.4 参考基因组注释 |
| 4.3.5 表达量分析 |
| 4.3.6 差异基因的筛选 |
| 4.3.7 GO功能和KEGG富集分析 |
| 4.3.8 与毒死蜱代谢相关的功能基因及途径分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间所发表的论文 |
| 致谢 |
（4）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 |
（5）潜流人工湿地降解盐碱化稻田退水中毒死蜱的影响因素及强化技术研究（论文提纲范文）
| 前言 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景、目的及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 选题目的与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 毒死蜱的环境污染现状 |
| 1.2.2 毒死蜱及TCP的理化性质 |
| 1.2.3 毒死蜱及TCP的生物毒性 |
| 1.2.4 人工湿地处理毒死蜱的研究进展 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.3.1 人工湿地基质筛选 |
| 1.3.2 人工湿地植物筛选与降解机理 |
| 1.3.3 人工湿地对毒死蜱和TCP的净化效果 |
| 1.3.4 人工湿地降解毒死蜱及TCP的影响因素 |
| 1.3.5 人工湿地降解毒死蜱和TCP的强化技术 |
| 1.4 研究方法 |
| 1.4.1 技术路线 |
| 1.4.2 实验方案 |
| 1.4.3 分析测试方法 |
| 1.4.4 数据处理 |
| 1.5 创新点 |
| 第二章 人工湿地降解毒死蜱的基质与植物筛选 |
| 2.1 基质筛选 |
| 2.1.1 基质的物理结构 |
| 2.1.2 基质的化学性质 |
| 2.1.3 吸附动力学 |
| 2.1.4 吸附热力学 |
| 2.2 植物筛选 |
| 2.2.1 毒死蜱在植物组织内的分配与降解 |
| 2.2.2 TCP在植物组织内的分配与降解 |
| 本章小结 |
| 第三章 人工湿地对毒死蜱模拟废水的降解效果与机理 |
| 3.1 人工湿地对毒死蜱和TCP的去除效果 |
| 3.2 毒死蜱和TCP在人工湿地内的分配与降解 |
| 3.3 人工湿地连续运行效果及对比 |
| 本章小结 |
| 第四章 人工湿地对毒死蜱及TCP降解的水质因素影响研究 |
| 4.1 毒死蜱进水浓度 |
| 4.2 氮磷营养盐浓度 |
| 4.3 盐离子浓度 |
| 本章小结 |
| 第五章 人工湿地降解毒死蜱及TCP的强化措施及技术 |
| 5.1 强化原理 |
| 5.1.1 基质强化原理 |
| 5.1.2 微生物强化原理 |
| 5.2 强化措施对毒死蜱及TCP的去除效果 |
| 5.3 强化措施对湿地微生物的影响 |
| 5.3.1 α 多样性分析 |
| 5.3.2 微生物群落结构 |
| 5.4 人工湿地降解毒死蜱及TCP的强化技术 |
| 5.4.1 基质的选择 |
| 5.4.2 植物的选择 |
| 5.4.3 人工湿地类型 |
| 5.4.4 设计与运行管理 |
| 5.4.5 可行性分析 |
| 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（6）番茄根系分泌物对LuxAB标记菌株Cupriavidus nantongensis X1生长及降解毒死蜱的影响（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 术语及略语表 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 毒死蜱的应用与危害 |
| 1.2 毒死蜱的微生物降解进展 |
| 1.3 根际修复降解毒死蜱 |
| 1.4 植物根系分泌物对污染物降解影响研究进展 |
| 2 引言 |
| 2.1 研究目的和意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 3 实验设计 |
| 3.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.1 供试植物与菌种 |
| 3.1.2 实验设备 |
| 3.1.3 实验药品与试剂 |
| 3.1.4 培养基配制 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 不同浓度番茄根系分泌物对Lux-X1菌生长的影响 |
| 3.2.2 番茄根系分泌物不同组分对Lux-X1菌生长的影响 |
| 3.2.3 不同浓度番茄根系分泌物对Lux-X1菌降解毒死蜱及TCP的影响 |
| 3.2.4 番茄根系分泌物不同组分及其组合对Lux-X1菌降解毒死蜱及TCP的影响 |
| 4 结果分析 |
| 4.1 不同浓度番茄根系分泌物对Lux-X1菌生长影响 |
| 4.2 不同浓度番茄根系分泌物对Lux-X1菌降解毒死蜱及TCP的影响 |
| 4.3 番茄根系分泌物不同组分对Lux-X1菌生长情况影响 |
| 4.4 番茄根系分泌物不同组分及其联合作用对Lux-X1菌降解毒死蜱影响 |
| 5 讨论 |
| 5.1 不同番茄根系分泌物对降解菌Lux-X1生长的影响 |
| 5.2 不同根系分泌物对Lux-X1菌降解毒死蜱的影响 |
| 5.3 不同根系分泌物相互组合对Lux-X1降解毒死蜱和TCP的影响 |
| 6 结论 |
| 7 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（7）有机磷农药污染土壤的微生物降解研究进展（论文提纲范文）
| 1 OPs在土壤中的迁移转化 |
| 2 OPs污染土壤微生物修复的特性 |
| 2.1 基于富集–驯化–培养方法的OPs降解微生物的筛选 |
| 2.2 基于不可培养方法的OPs降解功能微生物的筛选 |
| 2.3 降解OPs的功能基因 |
| 2.4 OPs污染土壤微生物降解途径及机理 |
| 2.5 OPs污染土壤的微生物原位修复 |
| 2.6 OPs污染土壤的植物–功能微生物联合修复 |
| 3 OPs污染土壤微生物降解的限制因素 |
| 3.1 环境因素 |
| 3.2 农药本身因素 |
| 4 存在问题及展望 |
（8）毒死蜱降解木霉菌对几种重要植物病原真菌的生防活性（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试菌株 |
| 1.1.1 木霉菌菌株: |
| 1.1.2 供试植物病原真菌: |
| 1.2 菌落生长速度测定 |
| 1.3 对峙培养 |
| 1.4 代谢产物抑菌作用 |
| 1.5 重寄生能力 |
| 1.5.1 菌落寄生: |
| 1.5.2 菌丝寄生: |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 木霉菌落生长速度 |
| 2.2 对峙培养 |
| 2.3 代谢产物抑菌活性 |
| 2.4 重寄生能力 |
| 2.4.1 菌落寄生: |
| 2.4.2 菌丝重寄生: |
| 3 讨论 |
（9）修复两种农药污染土壤的固定化微生物技术（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 课题目的 |
| 1.3 毒死蜱、克百威的应用现状及发展 |
| 1.3.1 毒死蜱与克百威的性质 |
| 1.3.2 毒死蜱和克百威的使用及研究现状 |
| 1.4 毒死蜱与克百威的降解方法及途径 |
| 1.4.1 传统降解方法 |
| 1.4.2 微生物降解 |
| 1.4.3 微生物对农药降解的代谢方式和途径 |
| 1.5 固定化微生物技术 |
| 1.5.1 固定化微生物技术介绍 |
| 1.5.2 固定化载体材料 |
| 1.5.3 微生物固定化方法 |
| 1.6 固定化微生物在土壤修复中的应用 |
| 1.7 课题研究的经济效益和社会效益 |
| 1.8 研究内容 |
| 1.8.1 固定化高效降解微生物筛选与培养条件 |
| 1.8.2 固定化载体方法和材料 |
| 1.8.3 环境因子对固定化微生物的影响 |
| 1.9 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 材料与仪器 |
| 2.1.1 试剂与材料 |
| 2.1.2 仪器与设备 |
| 2.2 降解菌的富集分离及驯化 |
| 2.2.1 降解菌的富集 |
| 2.2.2 细菌的分离 |
| 2.2.3 菌种的纯化 |
| 2.3 高效液相色谱 |
| 2.4 毒死蜱和克百威降解菌的筛选与鉴定 |
| 2.4.1 毒死蜱和克百威降解菌的筛选 |
| 2.4.2 水样分析方法 |
| 2.4.3 数据处理方法 |
| 2.4.4 菌种鉴定 |
| 2.5 固定化微生物技术对毒死蜱克百威的降解 |
| 2.5.1 模拟污染土壤的制备 |
| 2.5.2 降解率的测定方法 |
| 2.5.3 固定化载体的制备 |
| 2.5.4 降解动力学方程 |
| 2.6 环境影响因子对固定化微生物的影响 |
| 2.6.1 毒死蜱和克百威的初始浓度对降解率的影响 |
| 2.6.2 pH 对固定化菌降解毒死蜱和克百威的影响 |
| 2.6.3 温度对固定化菌降解毒死蜱和克百威的影响 |
| 第三章 结果与讨论 |
| 3.1 毒死蜱和克百威高效液相色谱 |
| 3.2 降解菌种对降解效果的影响 |
| 3.2.1 降解菌种对毒死蜱降解效果的影响 |
| 3.2.2 降解菌种对克百威降解效果的影响 |
| 3.3 细菌的 16SrDNA 鉴定 |
| 3.4 载体对土壤中毒死蜱和克百威降解的影响 |
| 3.4.1 固定化微生物对毒死蜱降解的影响及动力学参数 |
| 3.4.2 固定化微生物对克百威降解的影响及动力学参数 |
| 3.5 环境影响因子对毒死蜱和克百威降解率的影响 |
| 3.5.1 初始浓度对降解率的影响 |
| 3.5.2 pH 对降解率的影响 |
| 3.5.3 温度对降解率的影响 |
| 3.6 讨论 |
| 第四章 结论 |
| 参考文献 |
| 在学研究成果 |
| 致谢 |
（10）1株毒死蜱降解菌的降解特性（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.2 方法 |
| 1.2.1 CB3生长与其对毒死蜱降解率的影响 |
| 1.2.2 CB3不同初始浓度对毒死蜱降解率的影响 |
| 1.2.3 CB3接种量对毒死蜱降解率的影响 |
| 1.2.4 温度对CB3降解毒死蜱的影响 |
| 1.2.5 pH值对CB3降解毒死蜱的影响 |
| 1.2.6 通气量对CB3降解毒死蜱的影响 |
| 1.2.7 摇床转速对高效降解菌降解的影响 |
| 1.2.8 金属离子对CB3降解毒死蜱的影响 |
| 1.2.9 CB3对有机磷类农药降解的广谱性测定 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 CB3的生长与其对毒死蜱的降解率 |
| 2.2 毒死蜱不同初始浓度对高效降解菌降解的影响 |
| 2.3 CB3不同接种量对毒死蜱降解的影响 |
| 2.4 温度、pH值、通气量和摇床转速对高效降解菌降解的影响 |
| 2.5 金属离子对CB3降解毒死蜱的影响 |
| 2.6 CB3对有机磷类农药降解的广谱性 |
| 3 小结与讨论 |
四、木霉Y对毒死蜱和甲胺磷的降解作用（论文参考文献）
- [1]深绿木霉T23对敌敌畏的降解特性及机制[D]. 孙佳楠. 上海交通大学, 2020
- [2]秸秆快速降解菌系的构建及其在有机污染物治理中的应用[D]. 汤星阳. 浙江大学, 2020(02)
- [3]叶际毒死蜱降解菌多样性及降解机制研究[D]. 魏迎雪. 河北科技大学, 2019(07)
- [4]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
- [5]潜流人工湿地降解盐碱化稻田退水中毒死蜱的影响因素及强化技术研究[D]. 于翔霏. 中国科学院大学(中国科学院东北地理与农业生态研究所), 2019(01)
- [6]番茄根系分泌物对LuxAB标记菌株Cupriavidus nantongensis X1生长及降解毒死蜱的影响[D]. 管悦. 安徽农业大学, 2019(05)
- [7]有机磷农药污染土壤的微生物降解研究进展[J]. 张娜娜,姜博,邢奕,连路宁,陈亚婷. 土壤, 2018(04)
- [8]毒死蜱降解木霉菌对几种重要植物病原真菌的生防活性[J]. 张广志,杨合同,张新建,陈凯,李纪顺. 菌物学报, 2014(06)
- [9]修复两种农药污染土壤的固定化微生物技术[D]. 陆佳靓. 沈阳工业大学, 2014(10)
- [10]1株毒死蜱降解菌的降解特性[J]. 卢洁,曹明星,李晓花,梁同军,鲍海鸥. 贵州农业科学, 2013(12)