一、氯化烟碱类杀虫剂的毒理学研究进展（论文文献综述）
方松[1]（2021）在《氟啶虫胺腈的土壤生态毒理效应研究》文中进行了进一步梳理新烟碱类杀虫剂是我国乃至世界范围内最重要的农药种类,但其广泛应用对土壤和一些非靶标生物造成一定的负面影响,对生态环境特别是农田生态系统也造成威胁。作为第四代新烟碱类杀虫剂,氟啶虫胺腈因其具有较好的杀虫效果和较低的交互抗性,自2010年以来已经在全世界包括我国在内的40多个国家登记和批准使用,具有重要的应用价值。田间施用的氟啶虫胺腈除小部分作用于靶标,大部分进入土壤中,因此土壤也成为氟啶虫胺腈在环境中最重要归趋地。目前,对氟啶虫胺腈的相关研究主要集中在其生物学特性、作用机理、代谢和残留检测等方面,而关于其环境安全风险的报道较少。特别是土壤作为氟啶虫胺腈降解和转化的最重要的环境介质,而氟啶虫胺腈是否对土壤产生不良影响仍不清楚。因此,本论文主要研究（1）氟啶虫胺腈在土壤、蚯蚓、烟叶中的分析方法;（2）氟啶虫胺腈在培养土壤、田间土壤和烟叶中的降解规律;（3）氟啶虫胺腈对土壤动物蚯蚓的致死毒性和亚致死代谢干扰效应;（4）氟啶虫胺腈对设施蔬菜土壤N2O排放的影响及其微生物驱动机制。主要研究结果如下:（1）建立了氟啶虫胺腈在不同样品中的前处理方法和液相色谱串联质谱检测方法。氟啶虫胺腈在棕壤、红壤、黑土、蚯蚓、烟叶等五种不同样品中的平均回收率在87.87～101.67%之间,相对标准偏差（RSD）在2.34～8.94%之间,最低检测限（LOD）大约为0.003 mg/kg,定量限（LOQ）大约为0.01 mg/kg。方法的准确度、精密度、重现性等参数均满足农药残留检测要求,适用于本研究中土壤、非靶标动物蚯蚓和烟叶中氟啶虫胺腈的检测。（2）明确了氟啶虫胺腈在不同土壤和烟草中的消解动态规律。氟啶虫胺腈在不同土壤和烟草中均快速消解。氟啶虫胺腈的残留浓度与施用时间符合一级动力学方程,且R2均大于0.90。氟啶虫胺腈在室内培养的棕壤、红壤、黑土、田间棕壤和烟叶中的消解半衰期(T1/2)在2.97～6.48 d之间,施药21 d后消解率均超过90%,属于易降解农药。（3）评价了氟啶虫胺腈对土壤动物蚯蚓的急性毒性,并明确了其对蚯蚓的亚致死代谢干扰效应。氟啶虫胺腈对蚯蚓的急性毒性等级为高毒,且容易在蚯蚓体内生物富集。亚致死剂量的氟啶虫胺腈对蚯蚓造成严重的氧化损伤,其中SOD、CAT、GST等抗氧化酶活性显着降低,MDA含量增加。代谢产物和代谢路径分析表明,氟啶虫胺腈对蚯蚓体内26种代谢产物含量产生显着影响,明显激活了能量代谢和尿素循环路径,抑制了核苷酸代谢路径,并可能导致进一步的DNA损伤。结果表明,蚯蚓有可能成为氟啶虫胺腈进入野生动物食物链的新切入点。鉴于蚯蚓对土壤功能和生态系统的作用很大,因此氟啶虫胺腈对蚯蚓的高安全性风险有可能扩展到环境中。（4）明确了氟啶虫胺腈对设施蔬菜土壤N2O排放的影响及其微生物驱动机制。微生物降解是氟啶虫胺腈在土壤中消解的主要驱动因素。推荐施用剂量的氟啶虫胺腈会导致土壤中NO3--N的消耗,NH4+-N的积累,N2O排放速率显着提高。同时,氟啶虫胺腈显着增加了含有nir K、nir S和nos Z基因的土壤反硝化微生物相对丰度,改变了相关反硝化细菌的群落结构,但对AOA-amo A和AOB-amo A相关硝化微生物没有明显影响。氟啶虫胺腈提高了N2O排放速率,并且N2O排放速率与反硝化微生物的基因相对丰度呈正相关关系。氟啶虫胺腈有可能影响了土壤微生物反硝化过程中N2O产生和消耗的动态平衡,导致N2O排放量显着增加。综上,氟啶虫胺腈虽然属于易降解农药,但对土壤中非靶标生物蚯蚓具有高毒性且易于在蚯蚓体内生物富集;同时氟啶虫胺腈能显着影响土壤反硝化微生物群落结构,促进了温室气体N2O的排放。鉴于这些结果,氟啶虫胺腈对土壤有一定负面的生态毒理效应,应更多地关注氟啶虫胺腈的土壤安全风险。研究从氟啶虫胺腈降解规律、对土壤动物蚯蚓和土壤微生物的影响等不同角度阐明了氟啶虫胺腈对土壤的生态毒理效应,为全面评估氟啶虫胺腈污染土壤生态风险评价提供了基础数据,同时为氟啶虫胺腈安全使用及土壤污染控制提供了理论依据。
王志伟[2]（2020）在《新烟碱类和氟虫腈杀虫剂检测新方法及在海水中的光降解研究》文中研究指明新烟碱类和氟虫腈杀虫剂是现阶段农业以及卫生学中使用最为普遍的两类杀虫剂,它们的广泛应用加剧了环境污染和非目标生物的暴露风险,尤其对蜜蜂、鱼类及水生无脊椎动物等非目标生物的生存、发育和繁殖会产生不同程度的影响。近年来,关于环境中这两类新型杀虫剂的污染现状、毒性效应及环境归宿等研究逐渐成为国际热点,然而,目前针对不同海洋环境介质中这两类杀虫剂的检测技术仍不成熟,对这两类杀虫剂在近海水环境中降解规律的了解也非常有限。本文旨在建立一种同步分析沉积物中新烟碱类和氟虫腈杀虫剂的新方法,并探明这两类杀虫剂在海水中的光降解规律及其影响因素,具体研究内容如下:为了攻克沉积物中新烟碱类和氟虫腈杀虫剂的测定难题,以甲醇-甲醇-水连续提取法结合固相萃取法作为前处理方法,高效液相色谱-串联质谱（HPLC-MS/MS）技术作为检测方法,建立了一种同步测定沉积物中8种常见新烟碱类杀虫剂、氟虫腈及其3种转化产物的新方法。首先,对提取净化条件以及色谱、质谱参数做了优化,在最佳条件下,对该方法进行了方法学考察,结果表明,该方法在0.04μg/kg-20.0μg/kg d.w浓度范围内线性关系均良好（R2>0.990）;各目标化合物的检出限（LOD）在0.012μg/kg-0.055μg/kg d.w之间,说明方法的灵敏度良好;低、中、高不同加标浓度12种化合物的平均回收率在75.5%-98.5%之间,相对标准偏差（RSD）均小于15.0%,表明方法的准确度和精密度良好。利用本方法对胶州湾海域及其入海河流沉积物中12种目标化合物进行了检测,在胶州湾入海河流沉积物中检出了噻虫嗪、啶虫脒、氟虫腈亚砜和氟虫腈砜,浓度在<LOQ-0.197μg/kg d.w之间,说明胶州湾周边河流受到了新烟碱类和氟虫腈杀虫剂的污染,也进一步表明该方法是沉积物中这两类杀虫剂污染检测的有效方法。为了探明新烟碱类和氟虫腈杀虫剂在近海水环境中的衰减特点,通过光降解模拟实验,对8种常见新烟碱类杀虫剂、氟虫腈及其3种转化产物在海水中的光降解规律及其影响因素进行了研究。在开展光解实验的同时进行了相同条件下的避光对照实验,以阐明其它因素是否有影响。首先,在室外太阳光照条件下,对12种目标化合物在海水中的自然光降解规律进行了研究,结果表明,所有目标化合物在避光对照实验中浓度均未发生明显降低,而在光照条件下,大部分的新烟碱类杀虫剂在0.25 d-10 d内几乎完全光解,仅噻虫啉和啶虫咪的在海水中非常稳定,光照10 d后,浓度未发生明显变化;氟虫腈比其转化产物更易发生光化学反应,在室外暴露5 d去除率达97.4%,而氟甲腈、氟虫腈砜、氟虫腈亚砜10d后的光解率依次为21.5%、37.8%、92.9%,说明氟甲腈和氟虫腈砜在海水中的光稳定性较好。在实验室模拟光照条件下探究了海水pH值、腐殖酸及溶解氧含量、金属离子强度等环境因素对12种目标化合物光降解的影响,结果表明海水中所有目标化合物的光降解均符合一级动力学方程,其光降解是由紫外光引起的,可见光对其光解作用甚微;大部分目标化合物在选定范围内海水pH值偏低时更易发生光降解;溶解氧含量越高,12种目标化合物的光降解速率越大;Fe3+和Cu2+对大多数目标化合物的光降解具有一定促进作用;海水中腐殖酸浓度的升高会抑制这12种目标化合物的光降解速率;总体而言,海水环境条件的变化会对新烟碱类杀虫剂、氟虫腈及其3种转化产物的光消减周期产生影响。
陈姣姣[3]（2020）在《两种新烟碱农药对4种无尾两栖类蝌蚪的毒性影响》文中认为近几十年来全球范围的两栖动物种群出现急剧下降趋势,研究表明这种下降是受到多种因素干扰而造成的;由于两栖类对外界环境的变化极为敏感,因此包括农药在内的许多环境污染物对两栖动物均有显着的影响。本文以四种常见两栖动物（中华蟾蜍Bufo gargarizans、黑眶蟾蜍Duttaphrynus melanostictus、大树蛙Rhacophorus dennysi和镇海林蛙Rana zhenhaiensis）的蝌蚪为研究对象,从急性毒性、亚慢性毒性、生理毒性和遗传毒性等实验,来研究和探讨两种新烟碱类药物（噻虫嗪Thiamethoxam和啶虫脒Acetamiprid）对这4种蝌蚪的毒性作用,了解这类药物对蝌蚪的毒性大小,为保护两栖动物和生态环境的健康以及应用两栖动物开展环境监测提供理论依据。研究结果如下:急性毒性实验发现,噻虫嗪对4种蝌蚪的96 h半致死浓度(96h-LC50)分别为377.742 mg/L、274.912 mg/L、632.644 mg/L和215.745 mg/L;啶虫脒对4种蝌蚪的96 h-LC50分别为384.892 mg/L、332.903 mg/L、594.211 mg/L和227.545 mg/L。结果表明2种农药对4种蝌蚪的毒性强度为镇海林蛙蝌蚪>黑眶蟾蜍蝌蚪>中华蟾蜍蝌蚪>大树蛙蝌蚪,噻虫嗪和啶虫脒对4种蝌蚪的毒性均为微毒。通过亚慢性毒性试验观察2种蟾蜍蝌蚪的生长率,了解其生长发育受药物的影响情况。结果显示,噻虫嗪和啶虫脒对中华蟾蜍蝌蚪和黑眶蟾蜍蝌蚪的生长有一定的抑制作用,药物浓度越高,染毒时间越长,蝌蚪的生长发育受到抑制越强。暴露于噻虫嗪溶液中28 d,中华蟾蜍蝌蚪的体长和体重在50 mg/L处分别下降了34.3%和49.4%;黑眶蟾蜍蝌蚪的体长和体重在60 mg/L处分别下降了29.2%和63.1%;暴露于啶虫脒高浓度溶液中28 d,中华蟾蜍蝌蚪的体长和体重在50 mg/L处分别下降了31.5%和55.1%;黑眶蟾蜍蝌蚪的体长和体重在60 mg/L处分别下降了28.9%和66.2%。生理毒性实验表明,噻虫嗪和啶虫脒对3种两栖动物（中华蟾蜍、黑眶蟾蜍和大树蛙）蝌蚪的抗氧化防御系统会产生不同程度的影响。总体上表现为在短时间内产生激活作用后,随着染毒时间的延长以及药物浓度的升高,对蝌蚪的抗氧化系统活性会产生抑制作用;而且随着药物浓度的升高,蝌蚪体内的丙二醛（MDA）含量也越来越高。遗传毒理学方面,微核试验表明噻虫嗪和啶虫脒对大树蛙蝌蚪血红细胞的微核和核异常具有显着的诱导作用。在一定的浓度范围内,蝌蚪红细胞的微核率会随着染毒时间的延长和农药浓度的升高而升高,但过高的浓度则会抑制蝌蚪红细胞的分裂而出现微核率的下降;蝌蚪红细胞的核异常率则是随着浓度的升高会逐渐增加,二者间具有显着的剂量效应关系。单细胞凝胶电泳试验（慧星试验）发现,噻虫嗪和啶虫脒会导致大树蛙红细胞DNA损伤,并表明2种农药浓度与大树蛙蝌蚪的红细胞DNA总体损伤程度存在显着的线性关系。实验表明噻虫嗪和啶虫脒对蝌蚪有一定的毒性作用,因此,合理规范使用新烟碱类药物对保护外界环境和两栖动物具有十分重要的作用。
马雪[4]（2019）在《啶虫脒对斑马鱼的胚胎发育及生殖毒性研究》文中指出自20世纪90年代初,新烟碱类杀虫剂进入市场以来,已在120多个国家注册使用,占据了全球杀虫剂市场份额的25%以上。中国是新烟碱类杀虫剂使用量最大的国家之一,并且是主要的生产和出口国。因新烟碱类杀虫剂作为烟碱乙酰胆碱受体激动剂,被认为对脊椎动物物种毒害作用小,且与其它杀虫剂无交互抗性,所以被广泛使用。然而,新烟碱类杀虫剂的高水溶性也导致这些化合物很容易进入水环境中,给非靶标水生生物带来潜在风险。同时,有研究表明新烟碱类杀虫剂对鸟类、哺乳动物、爬行动物及无脊椎动物家蚕存在内分泌干扰效应。在欧美发达国家,吡虫啉和噻虫胺使用量大,各环境介质中检出频繁。故而当前,关于新烟碱类杀虫剂的毒性数据大多限于吡虫啉和噻虫胺,而有关其它新烟碱类杀虫剂的水生态风险评估数据则较少,例如,啶虫脒。在我国,除吡虫啉外,啶虫脒是使用最广泛的新烟碱类杀虫剂之一,年产量近8000吨。前期研究表明,我国地表水中啶虫脒的检出频率和浓度与吡虫啉相当。因此,本文选择通常使用的水生模式生物斑马鱼,评价了啶虫脒对斑马鱼的胚胎发育毒性及对生殖内分泌系统造成的影响。首先,评价了啶虫脒急性暴露对斑马鱼胚胎的发育毒性。在斑马鱼胚胎发育的6–120 hpf（hours post fertilization）期间将其暴露于53.8±1.0–974±20 mg/L的啶虫脒溶液中,选择亚致死（畸形率、孵化率、心率、体长、自主运动和接触反应）和致死效应评价啶虫脒对斑马鱼胚胎的发育毒性并构建效应谱图。结果表明,啶虫脒对斑马鱼胚胎120 hpf的LC50与畸形率EC50分别为518（469–572）和323（303–344）mg/L,LC5与EC5分别为272（228–333）和195（171–229）mg/L。计算求得的72 hpf孵化率EC5和EC50分别为36（7–140）和554（485–633）mg/L。尾部接触反应在27、36、48 hpf的EC50分别为896（545–1474）、923（829–1027）和888（797–990）mg/L,头部接触反应在27、36、48 hpf的EC50分别为855（717–1019）、695（512–943）和754（592–960）mg/L。效应谱图表明,自主运动效应终点最为敏感,其23 hpf的EC5和EC50分别为51（28–104）和296（167–523）mg/L。总而言之,啶虫脒急性暴露对斑马鱼胚胎具有明显的发育毒性,对其行为、生长、形态、孵化能力和存活都具有不同程度的影响,自主运动在所测试终点中最为敏感。其次,在斑马鱼胚胎急性暴露实验的基础上,选择20 dpf（days post fertilization）的斑马鱼幼鱼在啶虫脒浓度分别为0、0.19、1.19、17.2、155和1637μg/L的溶液中慢性暴露22周,考察啶虫脒在斑马鱼大脑、鳃、性腺、肠道、肌肉组织及其子一代胚胎中的分布、代谢和生物富集情况。建立了斑马鱼各组织与子一代胚胎中啶虫脒及其代谢产物的超高液相色谱-串联质谱分析方法。暴露组斑马鱼体内啶虫脒及其代谢产物均有检出,检出浓度随暴露浓度的增加而增高,且具有明显的组织和性别分布特征。大脑和肠道组织中检出含量高于其它组织,雌鱼检出浓度高于雄鱼。啶虫脒在斑马鱼体内的主要检出代谢产物为去甲基啶虫脒,其最高检出摩尔浓度与母体化合物的比值为18.8%;子一代胚胎中代谢产物检出摩尔浓度与母体化合物的比值高于斑马鱼F0代,在啶虫脒水浓度为155和1637μg/L暴露组,其胚胎中的去甲基啶虫脒检出摩尔浓度与母体化合物的比值分别为31.5%和93.1%。啶虫脒在斑马鱼体内的生物富集因子（BCF）随暴露浓度的增加最初呈下降趋势,当暴露浓度增加到一定程度时,BCF相对稳定,并且绝大部分计算值小于1,表明啶虫脒在斑马鱼体内未发生显着富集。再次,探讨20 dpf的斑马鱼幼鱼进行啶虫脒慢性暴露22周后的生殖内分泌表观效应,通过F0代存活率、性别比例、体质常数、产卵量及F1代胚胎发育情况进行评价。暴露组与对照组相比,F0代斑马鱼成鱼存活率显着下降,同时雌/雄鱼比例显着升高;大部分暴露组斑马鱼体重与体长显着增加,除雌鱼1637μg/L暴露组其生长状况因子（K）较对照组显着增加外,其余暴露组K值与对照组无显着性差异。此外,暴露组肝脏指数和脑指数均表现出下降趋势,雌鱼性腺指数无显着性影响,但雄鱼性腺指数在17.2和155μg/L暴露条件下显着下降。啶虫脒慢性暴露未影响斑马鱼F0代产卵量。对于F1代胚胎发育情况,在未继续暴露及同母代相同浓度继续暴露条件下,胚胎畸形率均显着升高。最后,测定了20 dpf斑马鱼幼鱼在啶虫脒慢性暴露22周后的性腺中激素水平、下丘脑-垂体-性腺轴相关基因及肝脏中vtg基因的转录水平,并对其内分泌干扰效应机制进行探讨。结果显示,啶虫脒慢性暴露导致斑马鱼卵巢与精巢中雌二醇（estradiol,E2）浓度水平上升,雄烯二酮浓度水平下降,同时诱导了精巢中雌酮浓度水平上升,表现出雌激素效应。斑马鱼下丘脑-垂体-性腺轴相关基因及肝脏中vtg基因的转录水平改变并体现出与性别相关的特性。啶虫脒慢性暴露诱导了雌鱼大脑中ar、cyp19b、fshβ、gnrh2、gnrh3和lhβ基因的表达,抑制了雄鱼大脑中ar、cyp19b、fshβ、gnrh2、gnrh3和lhβ基因的表达。性腺中3βhsd、cyp11a、cyp17、cyp19a、fshr和lhr基因的表达情况表明,啶虫脒慢性暴露对雌鱼的干扰效应大于雄鱼。在雌鱼肝脏中vtg1和vtg2基因的表达除0.19和155μg/L暴露条件下与对照组无显着差异外（p?0.05）,其余暴露组均表现为显着下调（p<0.05）。而雄鱼肝脏中vtg1在0.19–1637μg/L暴露条件下的表达量表现出上调趋势,vtg2基因表达量较对照组都表现为显着下调（p<0.05）,下调倍数在0.04±0.03–0.22±0.16之间。综上所述,啶虫脒急性暴露影响了斑马鱼的胚胎发育,慢性暴露干扰了斑马鱼的生殖内分泌系统。具体表现为,啶虫脒急性暴露对斑马鱼胚胎行为、生长、形态、孵化能力和存活都具有不同程度的影响。环境相关浓度的啶虫脒对斑马鱼幼鱼进行慢性暴露后在其各组织中可检出啶虫脒及其代谢产物,主要的代谢产物为去甲基啶虫脒,并且啶虫脒及其代谢产物在大脑与肠道组织中的检出浓度高于其它组织。此外,啶虫脒及其代谢产物可通过亲代传递至子一代胚胎中。同时,慢性暴露导致斑马鱼成鱼存活率显着下降,雌/雄鱼比例显着升高,体质常数发生改变,并且导致卵巢与精巢中雌二醇浓度水平上升,雄烯二酮浓度水平降低以及下丘脑-垂体-性腺轴相关基因和肝脏中vtg基因的转录水平发生改变。
杨保军[5]（2019）在《褐飞虱对毒死蜱的抗性机制研究》文中指出褐飞虱是危害水稻最重要的害虫之一,容易暴发成灾,给水稻生产带来严重威胁。一直以来,防治褐飞虱的主要措施是使用化学杀虫剂,然而化学杀虫剂过度使用已经导致田间褐飞虱种群对大部分杀虫剂产生了不同程度的抗性。为了解决褐飞虱防治中有效药剂品种不足、抗药性风险突出等问题,近年来加大了有机磷杀虫剂毒死蜱（chlorpyrifos）的用量,不可避免地产生了毒死蜱抗性问题。阐明褐飞虱对杀虫剂产生抗性的生化与分子机制是抗性治理的基础,褐飞虱对杀虫剂的抗性主要涉及靶标不敏感和由解毒酶过量表达所引起的代谢抗性。乙酰胆碱酯酶（AChEs）点突变可造成昆虫对有机磷和氨基甲酸酯类杀虫剂靶标不敏感。代谢抗性通常是由羧酸酯酶（CarEs）、细胞色素P450氧化酶（P450s）和谷胱甘肽S-转移酶（GSTs）等解毒酶酶系量或质的改变所引起。害虫抗药性伴随的适合度代价是抗药性治理的基础之一,对害虫的有效防治至关重要。为了明确褐飞虱对毒死蜱的抗性机制和由此带来的适合度代价,在室内筛选获得毒死蜱抗性褐飞虱品系的基础上,本研究着重从靶标变异和代谢增强两个方面阐明其抗药性机制,并对抗性试虫的适合度代价进行了系统分析,以期为褐飞虱抗药性治理提供理论支撑。一、褐飞虱AChE点突变对毒死蜱敏感性的影响以田间褐飞虱种群为初始虫源,用毒死蜱连续筛选9代和不筛选获得了一个抗性品系R9和一个相对敏感品系S9,R9品系抗性倍数为253.08倍。在抗性品系中,增效剂 PBO（piperonyl butoxide）和 TPP（triphenyl phosphate）对毒死蜱均表现出一定增效作用,但增效倍数均在3.0以下,表明还有非代谢抗性机制如靶标抗性参与褐飞虱对毒死蜱的抗性。与S9品系相比,R9抗性品系试虫AChEs粗蛋白对底物碘代硫代乙酰胆碱（ATChI）具有较低的亲和力（Km）和较低的最大反应速率（Vmax）,表明靶标不敏感可能参与了褐飞虱对毒死蜱抗性的形成。对比R9和S9的AChE序列,在R9品系试虫乙酰胆碱酯酶1（NlAChE1）发现三个点突变（G119S、F331C和I332L）,而在乙酰胆碱酯酶2（NlAChE2）没有任何点突变。异源重组NlAChE1的G119S和F331C突变体,发现这两个突变体对毒死蜱的敏感性显着降低。虽然I332L并不影响毒死蜱对NlAChE1的敏感性,但可以增强对F331C的敏感性,即双突变F331C/I332L造成的NlAChE1敏感性下降更多;同时,I332L还可以弥补F331C造成的NlAChEl对内源神经递质乙酰胆碱催化效率下降的不利影响,从而维持AChE的正常功能,有利于双突变在抗性个体中的维持和稳定。二、羧酸酯酶和P450酶系在褐飞虱对毒死蜱抗性中的作用对R9品系进一步用毒死蜱筛选至16代,获得毒死蜱抗性品系R16（抗性倍数为404.33）。在R16品系中的增效实验结果显示,TPP的增效倍数为2.55,PBO为6.34,而DEM未表现出显着的增效作用,表明羧酸酯酶和P450酶系均参与了对毒死蜱的代谢抗性。从NCBI褐飞虱基因组数据库中获得与杀虫剂抗性相关的羧酸酯酶基因11个、P450家族CYP3和CYP4家族的基因38个,并对这些基因进行了定量分析。结果表明,褐飞虱R16抗性品系有4个羧酸酯酶基因出现过量表达,其中α酯酶NlXP一022186544.1基因的表达量增加最高,差异倍数大于12;有9个P450基因出现过量表达,其中Clade 3家族有4个基因过量表达,以CYP6AY1表达差异最高,达14倍;Clade4家族有5个基因出现过量表达,以CYP4C67表达差异最高,达6.6倍。RNAi分析了 4个过量表达的羧酸酯酶在毒死蜱对R16品系敏感性中的作用,发现N1XP022186544.1基因对抗性产生所发挥作用最大,表明这一基因可能参与褐飞虱对毒死蜱抗性的形成。此外还建立了褐飞虱体内毒死蜱代谢物高效液相色谱（HPLC）的检测方法,以4000 μg/mL毒死蜱（CPS）点滴处理褐飞虱4龄若虫,12 h后死虫样品中可检测到有毒死蜱生物增毒转化代谢物毒死蜱氧（CPO）出现。由于过量表达的P450基因较多,且P450涉及到毒死蜱的增毒和解毒代谢两个方面,还需要进一步实验,挖掘参与毒死蜱抗性形成的P450基因。三、温度对褐飞虱抗毒死蜱品系适合度代价的影响以毒死蜱抗性品系R9和相对敏感品系S9为供试昆虫,比较了不同温度对抗性品系适合度代价的影响。构建的两个品系生命表结果表明,25℃条件下R9抗性品系的相对适合度只有S9的0.21。同时发现,R9品系适合度代价与温度有关,高温下适合度代价提高,而低温下适合度代价降低,比如32℃时的相对适合度为0.17,而18℃时相对适合度为为0.53。经恒温热激处理,与S9品系相比,R9品系需要更长的时间恢复;而在冷激处理后二者恢复时间相当。褐飞虱抗药性提升了抗性试虫对低温的适合能力,对环境因子适应能力的增强加大了褐飞虱对毒死蜱抗性扩散的风险。
程小瑜[6]（2019）在《微量啶虫脒引起家蚕生殖障碍的作用机制》文中研究指明家蚕（Bombyx mori）为鳞翅目（Lepidoptera）蚕蛾科（Bombycidae）,是重要的经济昆虫和模式昆虫,距今已有8500余年的驯养历史。家蚕属完全变态昆虫,其生长发育主要包括卵、幼虫、蛹和成虫（蛾）4个阶段。蚕蛾的产卵量为500粒左右,影响产卵量多少的因素主要有品种特性、营养条件和环境条件等。亚致死剂量的化学农药添食后,影响家蚕的生长、发育和产卵性能。啶虫脒（acetamiprid）与有机磷和拟除虫菊酯类杀虫剂不存在交互抗性,其作为一种新型高效的氯化烟酰亚胺类杀虫剂,目前被广泛应用于农林害虫的防治。家蚕接触到亚致死剂量啶虫脒后,其产卵量显着下降,影响蚕种产业的发展。家蚕造卵主要受到两种内激素（蜕皮激素和保幼激素）的调节。为研究啶虫脒影响家蚕产卵和激素的关系,本文通过对家蚕添食亚致死剂量的啶虫脒（0.01 mg/L）,研究了性腺表征病理变化、产卵性能、卵巢相关基因转录和激素代谢水平,主要结果如下:1.微量啶虫脒在家蚕体内的代谢特征为了研究家蚕食下微量啶虫脒后,在其体内的残留量变化特征,利用高效液相色谱（HPLC）技术,检测了家蚕在微量啶虫脒暴露不同时间后在血淋巴中的含量。结果表明,啶虫脒含量在添食后24 h达到最高值（2.278 μg/mL）,到48 h缓慢下降至平稳的区间内,最终在96 h下降至最小值（0.477 μg/mL）。结果表明,微量啶虫脒暴露后,家蚕对其残留量存在富集的现象,对家蚕可能存在慢性毒害作用。2.微量啶虫脒对家蚕生长及生殖的影响为研究微量啶虫脒对家蚕个体造成的毒性损伤,给家蚕连续添食带有微量啶虫脒的桑叶并观察其表征变化。结果表明,啶虫脒暴露48 h后,处理组表现出轻微的中毒症状,表现为食桑缓慢,体重平均下降8.65%,存活率为99.0%;96 h后,出现拒食现象,体重较对照组下降7.67%,存活率为98%;120 h存活率下降为94%。啶虫脒处理组雌性蛹体明显小于对照组,并且出现部分半蜕皮蛹。全茧量是对照组的82.43%。结果表明,微量啶虫脒对家蚕有轻微的毒害作用,影响家蚕的生长发育。微量啶虫脒处理96 h,生殖腺指数（GSI）与对照组相比呈下降趋势,其中雄性降低了 2.31%,雌性降低9.38%。结果表明,微量啶虫脒阻碍了家蚕生殖腺的生长发育,且对雌蛾影响较大,解剖发现卵巢管的发育受到影响。处理组的产卵量平均减少了 197粒;单粒卵重减少0.52 mg,不受精率增加8%。结果表明,微量啶虫脒暴露影响了家蚕卵巢的发育,导致产卵数的减少。3.微量啶虫脒对家蚕卵巢的损伤为了研究微量啶虫脒对家蚕卵巢组织的损伤,采用病理切片及电镜技术,观察了家蚕卵巢组织的病理损伤情况。病理切片分析表明,啶虫脒处理后卵巢生殖细胞的发育明显慢于对照组,卵巢内卵母细胞明显减少,空泡增多。啶虫脒暴露后家蚕卵巢内卵原细胞较多,初期成熟的卵细胞相对较少。电镜结果显示,微量啶虫脒暴露后卵巢管内具有未退化完全的滋养细胞以及发育不成熟的卵母细胞;卵泡细胞数量减少且排列不均匀。以上结果表明,微量啶虫脒会造成卵巢组织损伤,影响卵母细胞的正常发育。4.微量啶虫脒对卵巢发育相关基因转录的影响为了研究卵巢发育相关基因在微量啶虫脒处理后的转录特征,对卵巢发育相关的基因转录水平进行了检测。qRT-PCR检测结果表明,添食微量啶虫脒96 h后,Vg、Ovo、Otu、Sxl-S和Sxl-L的转录水平均呈下调趋势,与对照组相比分别下调了 0.71、0.77、0.47、0.67和0.88倍。表明微量啶虫脒对家蚕卵巢造成损伤,抑制了发育相关基因的转录。5.微量啶虫脒对家蚕内激素水平的影响为了研究微量啶虫脒对家蚕内激素代谢的影响,用qRT-PCR和ELISA法检测了蜕皮激素和保幼激素相关基因的转录水平及其在家蚕体内的含量变化。qRT-PCR结果显示,微量啶虫脒处理96 h后蜕皮激素相关基因EcR的表达量下调了 0.46倍,而保幼激素相关基因JHBP2的转录水平上调了 1.36倍。ELISA结果表明,对照组家蚕蜕皮激素含量在24 h-96 h时间段内呈升高趋势,且在96 h含量达到最高值2.084 U/mg prot。微量啶虫脒暴露72 h后蜕皮激素含量上升至最高值1.770 U/mg prot,在96 h含量降低并维持在较高水平;啶虫脒处理24 h后保幼激素含量低于对照组（1.849 U/mg prot）,在96 h上升至一定范围内且较对照组高。激素水平与基因转录结果一致。结果表明,微量啶虫脒处理对家蚕内激素产生影响。本文研究表明,家蚕对啶虫脒具有富集作用,引起卵巢损伤;同时,啶虫脒处理还会引起内激素代谢异常,影响家蚕卵巢的发育,导致产卵量下降。本文为研究啶虫脒引起昆虫生殖障碍的发生机制提供了重要参考。
阎晓静[7]（2019）在《典型新烟碱类杀虫剂与重金属复合污染对蚯蚓的毒性效应》文中研究指明新烟碱类杀虫剂作用于昆虫中枢神经系统后突触烟碱乙酰胆碱受体,相比于传统类型的杀虫剂,其具有新颖的作用方式、高效的杀虫活性和较强的根部内吸性等优势,在世界范围得到了应用,导致进入土壤的新烟碱类杀虫剂日益增多。同时,随着现代工业、畜禽养殖业等的迅猛发展,越来越多的重金属进入土壤环境,造成土壤的重金属污染逐渐加重。因此,新烟碱类杀虫剂与重金属在土壤中能够共存,并且可能形成复合污染物,对土壤生物造成潜在的危害。为了评价新烟碱类杀虫剂与重金属复合污染的生态毒性效应,本文选用新烟碱类杀虫剂的典型代表（吡虫啉、噻虫嗪、呋虫胺）和重金属（镉、铜、锌）作为土壤污染物,以蚯蚓为受试生物,采用人工土壤法开展研究;污染物浓度设计采用均匀设计法,对六种污染物进行多因素、多水平复合污染的研究,并对复合污染过程进行主效应和交互作用的分析。通过测定污染物暴露28 d过程中,蚯蚓体重、繁殖抑制率、体表和中肠结构、储精囊超微结构、抗氧化酶系统（超氧化物歧化酶SOD、过氧化氢酶CAT、谷胱甘肽S转移酶GST）活性、脂质过氧化产物丙二醛MDA含量和活性氧ROS含量的变化来研究新烟碱类杀虫剂与重金属复合污染对蚯蚓的生态毒性效应。研究得到的主要结果如下:（1）复合污染影响蚯蚓的生长-体重变化和繁殖率。影响体重的主要因子依次为:吡虫啉和呋虫胺的交互作用>呋虫胺>吡虫啉和镉的交互作用>吡虫啉和噻虫嗪的交互作用>噻虫嗪。影响蚯蚓繁殖抑制率的主要因子依次为:呋虫胺>吡虫啉和镉的交互作用>吡虫啉和铜的交互作用。染毒处理组的蚯蚓繁殖率均受到不同程度的抑制。吡虫啉和镉的交互作用对蚯蚓繁殖抑制率具有显着的拮抗作用,该作用同样影响其体重抑制率。（2）复合污染造成蚯蚓体表、中肠和储精囊结构的损伤。处理组蚯蚓中肠可见黏膜层上皮细胞坏死,排列紊乱,坏死细胞胞核固缩深染或溶解消失,表皮局部缺失甚至脱落。处理组储精囊细胞内细胞核形态不规则,局部核膜凹陷,核内出现假包涵体,异染色质散乱分布于细胞核内,部分线粒体嵴消失。（3）染毒周期内大部分处理组蚯蚓的SOD、CAT活性均低于对照组,复合污染对蚯蚓SOD、CAT活性起到抑制作用;处理组蚯蚓GST活性呈先激活后抑制的趋势,染毒周期内ROS含量均高于对照组。噻虫嗪的暴露对蚯蚓SOD、CAT活性均有显着的抑制作用。蚯蚓GST活性、MDA和ROS含量均受吡虫啉、吡虫啉和镉的交互作用、呋虫胺和镉的交互作用影响。吡虫啉和呋虫胺之间的交互作用对蚯蚓CAT活性、GST活性以及MDA含量有显着的拮抗作用。
施艳红[8]（2018）在《生食蔬果中新烟碱类杀虫剂残留的生物可给性与健康风险评估》文中认为膳食暴露评估是农药残留风险评估关键步骤之一。以膳食摄入总量为依据开展农产品中农药残留风险评估是其不确定性的主要来源。膳食摄入是生食蔬果中的农药残留危害人体健康最为主要的暴露途径,运用体外模拟方法测定不同蔬果中农药残留摄入人体后在模拟胃肠环境中的生物可给性,并以此评价农药残留的食用安全性已成为当前研究热点。本文以番茄、黄瓜、胡萝卜为生食蔬果代表,以噻虫嗪、吡虫啉、啶虫脒、噻虫啉等4种新烟碱类杀虫剂为对象,建立了模拟胃肠液中新烟碱类杀虫剂的残留分析方法以及基于SHIME模型的生物可给性体外测定方法,研究不同种类生食蔬果中4种新烟碱类杀虫剂的生物可给性及其影响因素,并以合肥市常见蔬果为例,运用生物可给性评估了蔬果中农药残留的膳食暴露风险。研究结果将为科学评价不同蔬果中农药残留的健康风险提供依据。主要研究结果如下:1、生食蔬果中4种新烟碱类杀虫剂在模拟胃肠液中残留分析方法的建立基于模拟人体胃肠消化的SHIME模型,建立了番茄、黄瓜和胡萝卜中4种新烟碱类杀虫剂在模拟胃肠液中的残留分析方法。添加回收结果表明,在0.5、1.0和5.0 mg/kg的添加水平下,番茄、黄瓜和胡萝卜中4种新烟碱类杀虫剂在模拟胃液中的添加回收率为73.90-117.15%,相对标准偏差为1.71-9.06%;在模拟肠液中的添加回收率为78.08-106.50%,相对标准偏差为0.35-9.62%。方法的线性关系良好（相关系数均大于0.999）,4种新烟碱类杀虫剂的LOQ均为0.05 mg/L。该方法的准确性、精确性以及灵敏度均满足农药残留分析要求。2、基于SHIME模型的生物可给性体外测定方法影响因子的研究根据SHIME模型的模拟参数,分别研究了 pH值、消化时间和固液比（S/L）等影响因子对生物可给性体外测定方法的影响。结果表明,模拟胃肠液pH条件、消化时间及其膳食摄入后食物质量与胃肠液体积的比值（S/L）是影响生物可给性体外测定方法的重要因子。3种生食蔬果中4种新烟碱类杀虫剂在模拟胃液和肠液中的生物可给性总体上随着pH值的增高呈现先增后减的趋势,当模拟胃液、肠液的pH值分别为2.54、6.51时,4种新烟碱类杀虫剂的生物可给性相对较高;函数拟合明确了 S/L与4种新烟碱类杀虫剂的生物可给性之间存在良好的对数相关性,R2为0.8658-0.9843;而4种新烟碱类杀虫剂的生物可给性受消化时间影响较小,整体呈增加的趋势,并分别于2 h（胃阶段）、4 h（肠阶段）时达到释放平衡。基于人体正常生理条件,确定了测定番茄、黄瓜和胡萝卜中4种新烟碱类杀虫剂生物可给性的SHIME模型参数为:模拟胃液的pH 2.5,消化时间2 h;模拟肠液的pH 6.5,消化时间4 h;膳食摄入后的生食蔬果质量与模拟胃肠液体积的固液比值为1/100。3、生食蔬果中新烟碱类杀虫剂的生物可给性及膳食成分作用规律的研究在确定的SHIME模型下,测定了番茄、黄瓜、胡萝卜中4种新烟碱类杀虫剂在模拟胃肠液中的生物可给性。结果表明,噻虫嗪、吡虫啉、啶虫脒、噻虫啉在番茄、黄瓜、胡萝卜等3种生食蔬果中的生物可给性分别为39.44-75.28%、28.75-75.28%、55.27-90.92%和33.23%-78.33%。4种新烟碱类杀虫剂的生物可给性受其理化性质（水溶性、酸碱性等）及不同蔬果基质影响,在3种生食蔬果中的农药残留释放大小依次为:胡萝卜>黄瓜>番茄。参考《中国居民膳食营养素参考摄入量表（2016版）》中关于蛋白质、膳食纤维及植物油等主要膳食成分的百分含量,评价了不同膳食成分强化下生食蔬果中农药残留的生物可给性。结果表明,膳食纤维可使4种新烟碱类杀虫剂生物可给性降低18.38-67.91%,植物油可使4种新烟碱类杀虫剂生物可给性降低11.27-44.29%,但添加蛋白质会造成胡萝卜中4种新烟碱类杀虫剂生物可给性的增加。4、Caco-2细胞模型研究新烟碱类杀虫剂的转运吸收行为建立了 Caco-2细胞及其与肠道微生物共同培养的体外模型,研究4种新烟碱类杀虫剂在体外肠上皮模型中转运吸收行为。结果表明,4种新烟碱类杀虫剂在Caco-2细胞模型上的转运量与时间呈显着正相关性;6 h时,4种新烟碱类杀虫剂的转运量大小依次为:啶虫脒（883.80 ng）>噻虫嗪（649.61 ng）>吡虫啉（321.94 ng）>噻虫啉（282.39 ng）。ANOVA分析显示,4种新烟碱类杀虫剂在Caco-2细胞模型的双向转运吸收量差异显着（P<0.05）,其在AP→BL测的转运吸收量较高,主要与Caco-2细胞模型双向膜的极性有关。相同时间内,新烟碱类杀虫剂的转运吸收量是苯醚甲环唑、己唑醇和螺螨酯的10000倍,表明水溶性较高的农药易被吸收,其对人体健康风险相对更大。研究肠道微生物对4种新烟碱类杀虫剂在体外肠上皮模型中转运的影响结果表明,肠道微生物对肠上皮细胞单层具有屏障作用,可减少4种新烟碱类杀虫剂的体外转运量,且影响大小具有时间效应。通过表观渗透系数（Papp）及渗透方向率（PDR）分析,发现4种新烟碱类杀虫剂的转运方式可能为主动运输。5、基于生物可给性评估生食蔬果中4种新烟碱类杀虫剂残留的膳食暴露风险建立了同时检测番茄、黄瓜、胡萝卜鲜果中4种新烟碱类杀虫剂的残留分析方法,并检测了合肥地区3种生食蔬果实际样品中4种新烟碱类杀虫剂的残留水平。结果表明,实际样品中4种新烟碱类杀虫剂的检出率为12-25%,噻虫嗪、吡虫啉、啶虫脒、噻虫啉在3种生食蔬果实际样品中的残留水平分别为ND-0.023 mg/kg、ND-0.031 mg/kg、ND-0.017 mg/kg、ND-0.016mg/kg,均未超出其最大残留限量值。基于检测的实际样品残留水平,采用残留平均值进行膳食暴露风险评估,并用生物可给性修正3种生食蔬果的膳食摄入残留量。结果表明,噻虫嗪、吡虫啉、啶虫脒、噻虫啉的风险商值（HQ）在5.27×10-5-9.85×10-3之间,均在可接受范围内。其中,黄瓜中4种新烟碱类杀虫剂的HQ相对较高,是番茄和胡萝HQ的5-100倍。基于生物可给性的农药膳食暴露风险数据显着低于以摄入农药总量为依据的风险评估方法,若不考虑生物可给性,生食蔬果中4种新烟碱类农药残留对人体健康风险将被高估14-65%。
费程程[9]（2018）在《含硫醚结构N-苯基吡唑类衍生物的合成与生物活性评价》文中研究指明硫醚基团是活性药效团,通过与生物大分子之间的非共价键相互作用表现不同的物理化学性能,而且包含杂环的硫醚衍生物具有潜在的生物活性,并作为神经毒性杀虫剂引起研究人员的关注。氟虫腈是第二代苯基吡唑类杀虫剂,作用于昆虫中枢神经系统的γ–氨基丁酸（GABA）受体,对鳞翅目、半翅目和鞘翅目等农作物害虫以及多种卫生害虫具有高效的杀虫活性。随着氟虫腈的广泛使用,其对靶标生物的抗药性和对水生生物等非靶标生物的毒性问题日趋严重,因此从2009年开始氟虫腈在中国境内被限制使用。然而,由于氟虫腈出色的生物活性优势,它被作为开发高效,低毒,低抗性农药的先导化合物成为研究热点。为降低氟虫腈对非靶标生物的毒性,同时克服抗药性问题,本论文首先通过在氟虫腈中间体的吡唑环4位引入不同长度的硫醚桥连接臂,并偶联不同取代基的苯环基团,合成得到一系列含硫醚结构的化合物。分别采用毒膜法、饲料拌毒法和叶片浸渍法测定目标化合物对家蝇（Musca domestica）,斜纹夜蛾（Spodoptera litura）和小菜蛾（Plutella xylostella）3龄幼虫的生物活性。结构与活性的关系表明,化合物6d和7d在偶联不同取代苯环系列的目标化合物中活性最为显着,它们对家蝇LC50值在13.7025.47μg/mL之间。根据生物电子等排原理,进一步优化增加化合物6d和7d的苯环取代基的电荷密度以及亲脂性,合成含硫杂环的化合物12d,14d和16d表现出较好的毒杀家蝇活性,它们的LC50值在0.671.30μg/mL之间,氟虫腈的LC50为0.68μg/mL。这些目标化合物在N-苯基吡唑部分与芳基取代基之间呈现出不同长度的连接臂,通过比较得到随着连接臂的延长,化合物的生物活性逐渐变弱,如化合物13d的毒杀家蝇活性是化合物28d的5倍。分子对接结果显示,合成的具有优异生物活性的硫醚桥偶联含硫杂环的N-苯基吡唑衍生物与家蝇γ-氨基丁酸受体结构中的氨基酸残基A299、T303和L306形成非共价相互作用,尤其是引入的含硫杂环取代的衍生物12d和14d可以与家蝇γ-氨基丁酸氯离子通道深层残基P295形成重要的疏水作用,从而提高化合物的生物活性。
何雪珠[10]（2018）在《两种新烟碱类杀虫剂对秀丽隐杆线虫的毒性效应研究》文中指出新烟碱类杀虫剂是目前全球增长最快,使用最广泛的内吸性杀虫剂,可以与昆虫神经系统后突触乙酰胆碱受体（nAChRs）结合,阻断中枢神经正常传导,进而导致昆虫麻痹、死亡。新烟碱类杀虫剂导致其他非靶标生物的负面影响的报道,引起了人们对其潜在生态危害的关注。目前,我国对于这类农药的生态毒性研究主要集中在蜜蜂等传粉性昆虫,而对其他土壤非靶标生物的毒性作用却知之甚少。秀丽隐杆线虫（Caenorhabditis elegans）作为土壤中自由生长的线虫,具有生命周期短,便于实验室培养,对外部环境变化敏感,全基因组已知等特点,是毒理学研究中推荐的模式生物。本研究中将秀丽隐杆线虫分别暴露于两种代表性的新烟碱类杀虫剂,吡虫啉和呋虫胺24 h,从近环境浓度1μg/L至100mg/L,探究秀丽隐杆线虫的生理水平、生化水平以及相关基因转录水平的毒性效应。（1）在生理指标水平,秀丽隐杆线虫的生长发育（体长）、运动行为（身体弯曲频率和头部摆动频率）和摄食行为都受到了两种新烟碱类杀虫剂的抑制作用,存在随着浓度增加抑制作用增强的剂量效应关系。秀丽隐杆线虫的头部摆动频率是较为敏感的运动行为,10 μg/L吡虫啉和100 μg/L呋虫胺暴露水平时,秀丽隐杆线虫头部摆动频率相较于对照组有显着减少（p<0.01）,其次变化显着的指标是身体弯曲>摄食>体长（吡虫啉）和摄食>体长>身体弯曲（呋虫胺）。两种新烟碱类杀虫剂对不同指标的抑制程度不同,吡虫啉对运动行为指标影响更大,而呋虫胺则对体长和摄食行为指标的影响更大。运动行为指标和摄食行为指标都可用于秀丽隐杆线虫神经毒性效应的定量评价,其抑制效应可以反映两种新烟碱类杀虫剂对秀丽隐杆线虫的神经毒性效应。（2）在生化指标水平上,秀丽隐杆线虫的脂褐素累积水平、细胞凋亡程度和乙酰胆碱酶活性都用于两种新烟碱类杀虫剂的毒性评价。高于1 mg/L吡虫啉和100 μg/L呋虫胺的暴露,对秀丽隐杆线虫的细胞凋亡程度和乙酰胆碱酶活性均有显着影响,而脂褐素累积水平仅在最高浓度时有较大的增加。在这三项指标中,呋虫胺造成的影响都高于吡虫啉。结果表明,两种新烟碱类杀虫剂对秀丽隐杆线虫的毒性效应尤其体现在对其乙酰胆碱酶活性的影响上。（3）在基因转录水平上,吡虫啉和呋虫胺暴露后,hsp-16.48和ace-1,ace-3和ace-4基因的转录水平都有上升,hsp-16.2,ace-2和ape-1基因的转录水平则下降,mtl-1和mtl-2基因则在吡虫啉和呋虫胺之间表现不同的变化趋势,吡虫啉导致两个基因转录水平的下降,而呋虫胺则引起了转录水平的上升。hsp-16.48基因转录水平的升高表明秀丽隐杆线虫遭受外界污染物的应激和防御反应;ace基因的变化影响了神经递质功能调节中起重要作用的乙酰胆碱酶,最终导致秀丽隐杆线虫运动及摄食行为的改变;ape-1基因也与细胞凋亡有着密切关系,表明了两种新烟碱类杀虫剂对线虫细胞凋亡的影响。综上所述,吡虫啉和呋虫胺不仅对秀丽隐杆线虫生理、生化水平指标水平产生了影响,同时从分子水平上对相关基因的转录水平造成影响。而选取的指标中,运动行为、摄食行为、乙酰胆碱酶活性等指标的抑制作用都表明了新烟碱类杀虫剂对非靶标生物秀丽隐杆线虫的神经毒性作用。吡虫啉和呋虫胺作为代表性的新烟碱类杀虫剂都对秀丽隐杆线虫具有相似的神经毒性作用,表明了两种新烟碱类杀虫剂对秀丽隐杆线虫具有的毒性效应。
二、氯化烟碱类杀虫剂的毒理学研究进展（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、氯化烟碱类杀虫剂的毒理学研究进展（论文提纲范文）
（1）氟啶虫胺腈的土壤生态毒理效应研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 氟啶虫胺腈研究进展 |
| 1.1.1 氟啶虫胺腈的基本性质 |
| 1.1.2 氟啶虫胺腈的作用机制和应用 |
| 1.1.3 氟啶虫胺腈的检测方法和残留消解行为 |
| 1.1.4 氟啶虫胺腈对非靶标生物的毒性 |
| 1.2 农药污染概况和土壤生态毒理学研究概况 |
| 1.3 农药的土壤环境行为 |
| 1.3.1 农药在土壤中的分析方法 |
| 1.3.2 农药在土壤中降解行为 |
| 1.3.3 农药在土壤中的吸附行为 |
| 1.4 农药对土壤动物蚯蚓的生态毒理效应 |
| 1.4.1 蚯蚓生态毒理测试方法 |
| 1.4.2 农药对蚯蚓的急性毒性 |
| 1.4.3 农药在蚯蚓体内的生物浓缩和生物累积 |
| 1.4.4 蚯蚓体内生物标志物研究 |
| 1.4.5 代谢组学在污染物对蚯蚓毒性机制研究中的应用 |
| 1.5 农药对土壤微生物的生态毒理效应研究概况 |
| 1.5.1 土壤微生物概况 |
| 1.5.2 农药对土壤微生物群落结构多样性的影响 |
| 1.5.3 农药对土壤微生物功能多样性的影响 |
| 1.5.4 农药对土壤微生物遗传多样性的影响 |
| 1.5.5 农药对土壤氮素转化和温室气体N_2O排放的影响 |
| 1.5.6 高通量测序在土壤微生物研究中的应用 |
| 1.6 研究的目的与意义 |
| 1.7 主要研究内容和技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 仪器设备 |
| 2.3 氟啶虫胺腈分析方法的建立 |
| 2.3.1 样品前处理方法 |
| 2.3.2 仪器分析方法 |
| 2.3.3 标准曲线配置和基质效应评价 |
| 2.3.4 方法准确度、精密度、灵敏度评价 |
| 2.3.5 数据处理与分析 |
| 2.4 氟啶虫胺腈在土壤和烟草中的消解动态 |
| 2.4.1 土壤采集与处理 |
| 2.4.2 培养土壤中的消解动态试验 |
| 2.4.3 田间土壤中的消解动态试验 |
| 2.4.4 烟草中的消解动态试验 |
| 2.4.5 数据处理与分析 |
| 2.5 氟啶虫胺腈对蚯蚓的致死毒性和亚致死代谢干扰效应 |
| 2.5.1 蚯蚓培养和暴露 |
| 2.5.2 蚯蚓急性毒性试验 |
| 2.5.3 土壤中的降解和蚯蚓的体内富集 |
| 2.5.4 蚯蚓体内氧化损伤 |
| 2.5.5 蚯蚓体内代谢干扰 |
| 2.5.6 数据处理与分析 |
| 2.6 氟啶虫胺腈对设施蔬菜土壤N_2O排放的影响及其微生物驱动机制 |
| 2.6.1 土壤采集和处理 |
| 2.6.2 实验设计和处理 |
| 2.6.3 N_2O气体的取样和测定 |
| 2.6.4 土壤的取样和测定 |
| 2.6.5 土壤微生物丰度的测定 |
| 2.6.6 土壤微生物群落结构测定 |
| 2.6.7 数据处理与分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 氟啶虫胺腈分析方法建立 |
| 3.1.1 标准曲线线性和基质效应 |
| 3.1.2 方法准确度、精密度、灵敏度评价 |
| 3.2 氟啶虫胺腈在土壤和烟草中的消解动态 |
| 3.2.1 氟啶虫胺腈在培养土壤中的消解动态 |
| 3.2.2 氟啶虫胺腈在田间土壤中的消解动态 |
| 3.2.3 氟啶虫胺腈在烟草中的消解动态 |
| 3.3 氟啶虫胺腈对蚯蚓的致死毒性和亚致死代谢干扰效应 |
| 3.3.1 氟啶虫胺腈对蚯蚓的急性毒性 |
| 3.3.2 氟啶虫胺腈在土壤中的消解和蚯蚓体内的累积 |
| 3.3.3 氟啶虫胺腈对蚯蚓的氧化损伤 |
| 3.3.4 氟啶虫胺腈对蚯蚓的代谢干扰 |
| 3.4 氟啶虫胺腈对设施蔬菜土壤N_2O排放的影响及其微生物驱动机制 |
| 3.4.1 氟啶虫胺腈在土壤中的消解动态 |
| 3.4.2 氟啶虫胺腈对土壤N_2O排放速率的影响 |
| 3.4.3 氟啶虫胺腈对土壤NO_3~--N和 NH_4~+-N的影响 |
| 3.4.4 氟啶虫胺腈对土壤微生物丰度的影响 |
| 3.4.5 氟啶虫胺腈对土壤微生物群落多样性的影响 |
| 3.4.6 土壤理化指标和微生物丰度的相关性分析 |
| 3.4.7 氟啶虫胺腈对微生物群落组成的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 氟啶虫胺腈在土壤中的消解行为 |
| 4.2 氟啶虫胺腈对蚯蚓的毒性和代谢干扰机制 |
| 4.2.1 氟啶虫胺腈对蚯蚓的急性毒性 |
| 4.2.2 氟啶虫胺腈在蚯蚓体内的富集 |
| 4.2.3 氟啶虫胺腈对蚯蚓的氧化损伤 |
| 4.2.4 氟啶虫胺腈对蚯蚓的代谢干扰机制 |
| 4.3 氟啶虫胺腈对设施蔬菜土壤N_2O排放的影响及其微生物驱动机制 |
| 4.3.1 氟啶虫胺腈在土壤中的微生物降解 |
| 4.3.2 氟啶虫胺腈对土壤NO_3~--N和 NH_4~+-N的影响 |
| 4.3.3 氟啶虫胺腈对微生物丰度和群落结构的影响 |
| 4.3.4 氟啶虫胺腈对土壤N_2O影响及其微生物驱动机制 |
| 5 结论 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 研究的创新点 |
| 5.3 研究的不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表论文 |
（2）新烟碱类和氟虫腈杀虫剂检测新方法及在海水中的光降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 杀虫剂的应用现状简述 |
| 1.2 新烟碱类杀虫剂概述 |
| 1.2.1 新烟碱类杀虫剂的发展及应用现状 |
| 1.2.2 新烟碱类杀虫剂的作用机制、结构与理化性质 |
| 1.2.3 新烟碱类杀虫剂在环境中的分布及其影响 |
| 1.3 氟虫腈杀虫剂概述 |
| 1.3.1 氟虫腈应用现状 |
| 1.3.2 氟虫腈的结构与理化性质 |
| 1.3.3 氟虫腈在环境中的分布及其影响 |
| 1.4 新烟碱类和氟虫腈杀虫剂残留分析方法 |
| 1.5 有机污染物光降解动力学研究 |
| 1.5.1 光化学反应原理 |
| 1.5.2 自然水环境中有机污染物的光降解影响因素 |
| 1.5.3 新烟碱类和氟虫腈杀虫剂的光降解研究现状 |
| 1.6 存在的问题、研究目标及研究意义 |
| 第二章 高效液相色谱-串联质谱法测定沉积物中的新烟碱类和氟虫腈杀虫剂 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 主要仪器与试剂 |
| 2.2.2 标准溶液配制 |
| 2.2.3 样品的采集 |
| 2.2.4 色谱质谱条件 |
| 2.2.5 样品前处理方法 |
| 2.2.6 最佳提取净化条件 |
| 2.2.7 方法学考察 |
| 2.2.8 质量控制 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 仪器检测条件的优化 |
| 2.3.2 提取条件的优化 |
| 2.3.3 净化条件的优化 |
| 2.3.4 方法学考察 |
| 2.4 实际样品的测定 |
| 2.5 本章小节 |
| 第三章 新烟碱类和氟虫腈杀虫剂在海水中的光降解研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 主要仪器、试剂与原料 |
| 3.2.2 标准溶液的制备 |
| 3.2.3 样品前处理与检测方法 |
| 3.2.4 数据处理 |
| 3.2.5 自然条件下的光降解 |
| 3.2.6 影响因素实验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 自然条件下的光降解 |
| 3.3.2 影响因素实验结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（3）两种新烟碱农药对4种无尾两栖类蝌蚪的毒性影响（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 中文文摘 |
| 绪论 |
| 1 新烟碱类药物的研究进展 |
| 1.1 噻虫嗪的发现及发展 |
| 1.1.1 理化性质 |
| 1.1.2 作用方式和机理 |
| 1.1.3 农田中的应用 |
| 1.2 啶虫脒的发现及发展 |
| 1.2.1 理化性质 |
| 1.2.2 作用方式和代谢 |
| 1.2.3 农田中的应用 |
| 1.3 毒性研究 |
| 1.3.1 噻虫嗪的毒性研究 |
| 1.3.2 啶虫脒的毒性研究 |
| 2 农药对水生生态环境的影响 |
| 3 农药对两栖动物的生态毒理学研究方法 |
| 3.1 农药对两栖动物的急性毒性 |
| 3.2 农药对两栖动物的亚慢性毒性 |
| 3.3 农药对两栖动物生理、生殖毒性 |
| 3.4 农药对两栖类的遗传毒性 |
| 4 本研究的目的、意义和内容 |
| 第一章 噻虫嗪和啶虫脒对4 种无尾两栖类蝌蚪的急性毒性 |
| 1.1 材料与方法 |
| 1.1.1 实验材料 |
| 1.1.2 实验方法 |
| 1.1.3 数据处理 |
| 1.2 实验结果 |
| 1.3 讨论 |
| 第二章 噻虫嗪和啶虫脒对2 种蟾蜍蝌蚪生长的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验动物 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 2种农药对中华蟾蜍蝌蚪生长的影响 |
| 2.2.2 2种农药对黑眶蜍蝌蚪生长的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 第三章 噻虫嗪和啶虫脒对3 种蝌蚪抗氧化系统的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验生物 |
| 3.1.3 实验仪器 |
| 3.1.4 实验方法 |
| 3.1.5 数据分析 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 噻虫嗪和啶虫脒对黑眶蟾蜍蝌蚪酶活力的影响 |
| 3.2.1.1 噻虫嗪的影响 |
| 3.2.1.2 啶虫脒的影响 |
| 3.2.2 噻虫嗪和啶虫脒对中华蟾蜍蝌蚪酶活力的影响 |
| 3.2.2.1 噻虫嗪的影响 |
| 3.2.2.2 啶虫脒的影响 |
| 3.2.3 噻虫嗪和啶虫脒对大树蛙蝌蚪酶活力的影响 |
| 3.2.3.1 噻虫嗪的影响 |
| 3.2.3.2 啶虫脒的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 第四章 噻虫嗪和啶虫脒对大树蛙蝌蚪红细胞微核及核异常的诱导 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验试剂 |
| 4.1.2 实验生物 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 实验结果 |
| 4.3 讨论 |
| 第五章 噻虫嗪和啶虫脒对大树蛙蝌蚪红细胞DNA损伤研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验药物和实验仪器 |
| 5.1.2 实验动物 |
| 5.1.3 数据统计与处理 |
| 5.2 实验结果 |
| 5.3 讨论 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）啶虫脒对斑马鱼的胚胎发育及生殖毒性研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 新烟碱类化合物介绍 |
| 1.2 新烟碱类化合物在水环境中的污染现状 |
| 1.2.1 地表水 |
| 1.2.2 污水处理厂 |
| 1.2.3 饮用水 |
| 1.3 新烟碱类化合物对水生生物的毒理学研究现状 |
| 1.3.1 水生无脊椎动物急性毒性 |
| 1.3.2 水生无脊椎动物慢性毒性 |
| 1.3.3 水生脊椎动物急性毒性 |
| 1.3.4 水生脊椎动物慢性毒性 |
| 1.4 斑马鱼作为模式生物在研究有机污染物在生物体内分布、代谢及内分泌干扰效应中的应用 |
| 1.4.1 化合物体内浓度分布与代谢 |
| 1.4.2 内分泌干扰效应 |
| 1.5 研究现状与存在的问题 |
| 1.6 研究思路、内容和意义 |
| 1.6.1 研究思路 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究意义 |
| 第二章 啶虫脒对斑马鱼胚胎发育毒性效应研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验动物 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 实验仪器 |
| 2.2.4 实验试剂的配制 |
| 2.3 实验内容 |
| 2.3.1 啶虫脒暴露溶液稳定性考察 |
| 2.3.2 胚胎脱膜 |
| 2.3.3 胚胎暴露 |
| 2.3.4 暴露溶液中啶虫脒含量分析 |
| 2.3.5 仪器分析 |
| 2.3.6 质量保证与质量控制 |
| 2.3.7 数据分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 啶虫脒暴露水溶液稳定性 |
| 2.4.2 啶虫脒暴露水溶液实测浓度 |
| 2.4.3 啶虫脒暴露对斑马鱼胚胎身体效应指标影响 |
| 2.4.4 啶虫脒暴露对斑马鱼胚胎运动行为的影响 |
| 2.4.5 各毒性终点敏感性效应谱图 |
| 2.4.6 环境意义 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 啶虫脒慢性暴露在斑马鱼各组织与子一代胚胎中分布、代谢及生物富集 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 实验动物 |
| 3.2.2 实验试剂 |
| 3.2.3 实验仪器 |
| 3.2.4 实验试剂的配制 |
| 3.3 实验内容 |
| 3.3.1 胚胎收集及幼鱼的养殖 |
| 3.3.2 幼鱼暴露 |
| 3.3.3 暴露水溶液中啶虫脒浓度测定 |
| 3.3.4 斑马鱼各组织与子一代胚胎中啶虫脒及其代谢产物测定方法建立 |
| 3.3.5 仪器分析 |
| 3.3.6 质量保证与质量控制 |
| 3.3.7 数据分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 不同暴露水溶液中啶虫脒浓度测定结果 |
| 3.4.2 斑马鱼各组织中啶虫脒及代谢产物分析方法优化结果 |
| 3.4.3 斑马鱼各组织中啶虫脒及代谢产物含量测定 |
| 3.4.4 子一代胚胎中啶虫脒及代谢产物含量测定 |
| 3.4.5 啶虫脒在斑马鱼体内的生物富集 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 啶虫脒慢性暴露对斑马鱼的生殖内分泌表观效应 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 实验动物 |
| 4.2.2 实验试剂 |
| 4.2.3 实验仪器 |
| 4.2.4 实验试剂的配制 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 胚胎收集 |
| 4.3.2 幼鱼养殖 |
| 4.3.3 幼鱼慢性暴露 |
| 4.3.4 暴露溶液中啶虫脒浓度测定 |
| 4.3.5 F0 代成鱼存活率统计 |
| 4.3.6 F0 代成鱼性别比例统计 |
| 4.3.7 F0 代成鱼体质常数的测定 |
| 4.3.8 F0 代成鱼产卵量及F1 代胚胎受精率统计 |
| 4.3.9 F1 代胚胎发育情况评价 |
| 4.3.10 仪器分析 |
| 4.3.11 质量保证与质量控制 |
| 4.3.12 数据分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 暴露水体中啶虫脒的浓度 |
| 4.4.2 啶虫脒对F0 代成鱼存活率的影响 |
| 4.4.3 啶虫脒对F0 代成鱼性别比例的影响 |
| 4.4.4 啶虫脒对F0 代成鱼体质常数的影响 |
| 4.4.5 啶虫脒对F0 代成鱼产卵量的影响 |
| 4.4.6 啶虫脒对F1 代胚胎受精率的影响 |
| 4.4.7 啶虫脒对F1 代胚胎发育的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 啶虫脒慢性暴露对斑马鱼的生殖内分泌干扰效应作用机制初探 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.2.1 实验动物 |
| 5.2.2 实验试剂 |
| 5.2.3 实验仪器 |
| 5.2.4 实验试剂的配制 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 胚胎收集及幼鱼养殖 |
| 5.3.2 幼鱼慢性暴露 |
| 5.3.3 暴露水溶液中啶虫脒浓度测定 |
| 5.3.4 斑马鱼性腺中激素分析方法建立及含量测定 |
| 5.3.5 基因转录水平分析 |
| 5.3.6 仪器分析 |
| 5.3.7 质量保证与质量控制 |
| 5.3.8 数据分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 暴露水体中啶虫脒的浓度 |
| 5.4.2 性腺中激素测定分析方法优化结果 |
| 5.4.3 性腺中性激素含量变化情况 |
| 5.4.4 啶虫脒对斑马鱼成鱼HPG轴相关基因表达量的影响 |
| 5.4.5 啶虫脒对斑马鱼肝脏vtg基因表达量的影响 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（5）褐飞虱对毒死蜱的抗性机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1 昆虫抗药性产生的理论基础与机制 |
| 1.1 抗药性产生的理论基础 |
| 1.2 抗药性产生的机制 |
| 2 稻飞虱抗药性现状与机制研究进展 |
| 2.1 稻飞虱对主要防控药剂抗性发展与现状 |
| 2.2 稻飞虱对主要杀虫剂的抗性机制 |
| 3 稻飞虱的抗药性治理 |
| 3.1 抗性遗传 |
| 3.2 交互抗性 |
| 3.3 抗性适合度代价 |
| 3.4 抗性治理的策略 |
| 4 毒死蜱毒理学研究现状 |
| 4.1 毒死蜱的使用 |
| 4.2 毒死蜱作用机制 |
| 4.3 毒死蜱在生物体内的代谢 |
| 5 稻飞虱对毒死蜱的抗性研究现状 |
| 5.1 解毒酶介导的稻飞虱对毒死蜱的抗性 |
| 5.2 乙酰胆碱酯酶介导的稻飞虱对毒死蜱的抗性 |
| 6 本研究目的与意义 |
| 第二章 褐飞虱AChE点突变对毒死蜱敏感性的影响 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试昆虫 |
| 1.2 主要试剂 |
| 1.3 生物测定 |
| 1.4 AChEs粗蛋白的提取 |
| 1.5 NlAChE活性测定 |
| 1.6 褐飞虱AChEs基因克隆 |
| 1.7 褐飞虱AChEs的突变检测 |
| 1.8 NlAChEs在Sf9细胞系的表达 |
| 1.9 NlAChE重组体敏感性测定 |
| 1.10 统计分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 褐飞虱对毒死蜱抗性选择 |
| 2.2 增效剂在毒死蜱对不同褐飞虱种群毒力中的作用 |
| 2.3 不同褐飞虱种群AChE粗提取物的鉴定 |
| 2.4 抗性和田间褐飞虱NlAChEs的突变检测 |
| 2.5 重组NlAChEs的动力学分析 |
| 2.6 重组NlAChEs对抑制剂和杀虫剂的敏感性 |
| 3 讨论 |
| 第三章 羧酸酯酶和P450酶系在褐飞虱对毒死蜱抗性中的作用 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试昆虫 |
| 1.2 主要试剂 |
| 1.3 生物测定和增效试验 |
| 1.4 褐飞虱羧酸酯酶和P450s酶系基因序列的获取 |
| 1.5 RNA提取 |
| 1.6 实时荧光定量PCR cDNA合成 |
| 1.7 实时荧光定量PCR检测 |
| 1.8 RNA干扰 |
| 1.9 褐飞虱体内毒死蜱代谢物HPLC检测 |
| 1.10 统计方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 生物测定和增效实验 |
| 2.2 增效剂对毒死蜱毒力的影响 |
| 2.3 羧酸酯酶基因表达差异 |
| 2.4 P450基因表达差异 |
| 2.5 羧酸酯酶基因RNAi分析结果 |
| 2.6 毒死蜱代谢物HPLC检测色谱条件 |
| 2.7 毒死蜱代谢物HPLC检测结果 |
| 3 讨论 |
| 第四章 温度对褐飞虱抗毒死蜱品系适合度代价的影响 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 供试昆虫 |
| 1.2 试验药剂 |
| 1.3 生物测定 |
| 1.4 25℃下生命表构建 |
| 1.5 不同温度下不同种群生命表构建 |
| 1.6 温度敏感性检测 |
| 1.7 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 25℃下不同种群生命表参数 |
| 2.2 不同温度下不同种群生命表参数 |
| 2.3 热激和冷激的恢复能力 |
| 3 讨论 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 附录Ⅰ攻读学位期间发表的论文和专利授权 |
| 致谢 |
（6）微量啶虫脒引起家蚕生殖障碍的作用机制（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1.研究背景 |
| 2.研究目的 |
| 3.研究的主要内容 |
| 4.研究意义 |
| 5.技术路线 |
| 第一章 文献综述 |
| 第一节 烟碱类杀虫剂对昆虫毒害作用的研究进展 |
| 1.烟碱类杀虫剂的发展历史及应用现状 |
| 2.烟碱类杀虫剂的结构及作用机理 |
| 3.烟碱类杀虫剂对昆虫毒性的研究 |
| 第二节 影响昆虫生殖发育的因素 |
| 1.家蚕生殖系统的结构及功能 |
| 2.影响昆虫生殖发育的因素 |
| 第二章 微量啶虫脒在桑叶及家蚕体内的残留情况 |
| 第一节 微量啶虫脒在家蚕体内的代谢特征 |
| 1.引言 |
| 2.材料与方法 |
| 3.结果 |
| 3.1 可行性检验 |
| 3.2 微量啶虫脒在家蚕血淋巴中的残留特征 |
| 4.讨论 |
| 第三章 微量啶虫脒对雌性家蚕生殖功能的影响 |
| 第一节 微量啶虫脒对家蚕卵巢的毒性损伤 |
| 1.引言 |
| 2.材料与方法 |
| 3.结果 |
| 3.1 微量啶虫脒暴露后家蚕幼虫生长及存活率统计 |
| 3.2 微量啶虫脒对家蚕生殖腺发育的影响 |
| 3.3 微量啶虫脒对家蚕产卵能力的影响 |
| 3.4 家蚕卵巢组织病理学评估 |
| 3.5 家蚕卵巢细胞亚显微结构评估 |
| 4.讨论 |
| 4.1 微量啶虫脒能够使家蚕出现轻微中毒现象 |
| 4.2 微量啶虫脒暴露影响家蚕的产卵功能及卵巢发育 |
| 第二节 微量啶虫脒对家蚕卵巢发育相关基因表达的影响 |
| 1.引言 |
| 2.材料与方法 |
| 3.结果 |
| 3.1 微量啶虫脒暴露后家蚕卵巢发育相关基因转录水平分析 |
| 4.讨论 |
| 第四章 微量啶虫脒对家蚕蜕皮激素和保幼激素的影响 |
| 1.引言 |
| 2.材料与方法 |
| 3.结果 |
| 3.1 微量啶虫脒处理后蜕皮激素和保幼激素相关基因表达水平 |
| 3.2 微量啶虫脒处理后蜕皮激素和保幼激素含量变化 |
| 4.讨论 |
| 结论 |
| 创新点 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间公开发表的论文 |
| 攻读学位期间承担的科研项目 |
| 致谢 |
（7）典型新烟碱类杀虫剂与重金属复合污染对蚯蚓的毒性效应（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 复合污染研究概况 |
| 1.1.1 复合污染的基本内涵 |
| 1.1.2 复合污染的种类 |
| 1.2 重金属-有机污染物的复合污染研究 |
| 1.2.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.2.2 重金属-有机污染物的复合污染种类 |
| 1.3 新烟碱类杀虫剂概况 |
| 1.3.1 新烟碱类杀虫剂的作用 |
| 1.3.2 新烟碱类杀虫剂的负效应 |
| 1.4 蚯蚓在生态毒理学研究中的应用 |
| 1.4.1 蚯蚓的作用 |
| 1.4.2 蚯蚓在分子水平上的研究 |
| 1.4.3 蚯蚓在生理生化水平上的研究 |
| 1.4.4 蚯蚓在细胞组织水平上的研究 |
| 1.4.5 蚯蚓在个体生长、繁殖水平上的研究 |
| 1.5 本文研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 药品与试剂 |
| 2.2 仪器与设备 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.4 蚯蚓与土壤 |
| 2.5 染毒方式 |
| 2.6 蚯蚓生长和繁殖的测定 |
| 2.6.1 蚯蚓体重的测定 |
| 2.6.2 蚯蚓体表和中肠的观察 |
| 2.6.3 蚯蚓繁殖抑制率的测定 |
| 2.6.4 蚯蚓储精囊的观察 |
| 2.7 蚯蚓氧化胁迫生理生化指标的测定 |
| 2.7.1 蚯蚓酶液的制备 |
| 2.7.2 蛋白含量标准曲线绘制及蛋白含量测定 |
| 2.7.3 蚯蚓体内SOD活性的测定 |
| 2.7.4 蚯蚓体内CAT活性的测定 |
| 2.7.5 蚯蚓体内GST活性的测定 |
| 2.7.6 蚯蚓体内MDA含量的测定 |
| 2.7.7 蚯蚓体内ROS含量的测定 |
| 2.8 模型建立与数据统计分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 新烟碱类杀虫剂和重金属复合污染对蚯蚓生长和繁殖的影响 |
| 3.1.1 复合污染对蚯蚓生长的影响 |
| 3.1.2 复合污染对蚯蚓繁殖的影响 |
| 3.2 新烟碱类杀虫剂和重金属复合污染对蚯蚓氧化胁迫生理生化指标的影响 |
| 3.2.1 复合污染对蚯蚓抗氧化酶活性的影响 |
| 3.2.2 复合污染对蚯蚓脂质过氧化的影响 |
| 3.2.3 复合污染对蚯蚓活性氧含量的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 新烟碱类杀虫剂和重金属复合污染对蚯蚓生长的影响 |
| 4.2 新烟碱类杀虫剂和重金属复合污染对蚯蚓繁殖的影响 |
| 4.3 新烟碱类杀虫剂和重金属复合污染对蚯蚓抗氧化酶活性的影响 |
| 4.4 新烟碱类杀虫剂和重金属复合污染对蚯蚓脂质过氧化的影响 |
| 4.5 新烟碱类杀虫剂和重金属复合污染对蚯蚓活性氧含量的影响 |
| 5 结论 |
| 6 创新之处与研究不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文 |
（8）生食蔬果中新烟碱类杀虫剂残留的生物可给性与健康风险评估（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号注释表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 蔬果中的农药残留与危害 |
| 1.1.1 蔬果病虫害发生与防治 |
| 1.1.2 蔬果中农药残留现状 |
| 1.1.3 新烟碱类杀虫剂概况 |
| 1.2 农药残留膳食暴露风险评估研究进展 |
| 1.2.1 膳食暴露风险评估概况 |
| 1.2.2 膳食暴露风险评估方法 |
| 1.2.3 蔬果中农药残留健康风险分析研究进展 |
| 1.3 农药残留生物可给性及其在膳食暴露风险评估中的应用 |
| 1.3.1 生物可给性及其体外胃肠消化模型研究进展 |
| 1.3.2 生物可给性的影响因子研究进展 |
| 1.3.3 基于生物可给性的膳食暴露评估研究进展 |
| 1.4 选题依据及研究技术路线 |
| 1.4.1 立题依据 |
| 1.4.2 研究内容和意义 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 第二章 建立生食蔬果中4种新烟碱类杀虫剂在模拟胃肠液中的残留分析方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 农药标准品 |
| 2.1.2 药品和试剂 |
| 2.1.3 仪器设备 |
| 2.2 基于SHIME模型的体外胃肠消化方法 |
| 2.2.1 供试生食蔬果中农药残留的添加及样品制备 |
| 2.2.2 人工胃肠消化液的制备 |
| 2.2.3 生食蔬果中农药残留的体外胃肠模拟 |
| 2.3 模拟人体胃肠环境中农药残留的检测分析 |
| 2.3.1 胃肠消化液的中农药残留的提取与净化 |
| 2.3.2 HPLC检测条件 |
| 2.4 数据分析 |
| 2.5 结果与分析 |
| 2.5.1 标准曲线的建立 |
| 2.5.2 提取净化条件的选择 |
| 2.5.3 番茄中4种新烟碱类杀虫剂在模拟胃肠液中的添加回收结果 |
| 2.5.4 黄瓜中4种新烟碱类杀虫剂在模拟胃肠液中的添加回收结果 |
| 2.5.5 胡萝卜中4种新烟碱类杀虫剂在模拟胃肠液中的添加回收结果 |
| 2.6 小结与讨论 |
| 第三章 基于SHIME模型的生物可给性体外测定方法影响因子的研究 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 生食蔬果样品的制备 |
| 3.1.2 主要试剂与药品 |
| 3.1.3 仪器与设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 体外胃肠模拟方法 |
| 3.2.2 人体消化过程中不同参数的设置 |
| 3.3 数据分析 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 pH值对体外胃肠模拟方法的影响 |
| 3.4.2 消化时间对体外胃肠模拟方法的影响 |
| 3.4.3 固液比对体外胃肠模拟方法的影响 |
| 3.5 小结与讨论 |
| 第四章 生食蔬果中新烟碱类杀虫剂的生物可给性及膳食成分作用规律的研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 生食蔬果样品的制备 |
| 4.1.2 主要试剂与药品 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 生食蔬果中农药残留的添加 |
| 4.2.2 生食蔬果农药残留生物可给性的体外测定 |
| 4.2.3 不同膳食成分对生食蔬果中农药残留生物可给性的影响 |
| 4.2.4 模拟人体胃肠液中农药残留量的测定 |
| 4.3 数据分析 |
| 4.4 结果分析 |
| 4.4.1 不同生食蔬果中农药残留生物可给性的测定 |
| 4.4.2 生食蔬果中农药残留在不同胃肠环境中的生物可给性 |
| 4.4.3 膳食成分强化对生食蔬果中农药残留生物可给性的作用规律 |
| 4.5 小结与讨论 |
| 第五章 Caco-2细胞模型研究新烟碱类杀虫剂的转运吸收行为 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 农药标准品 |
| 5.1.2 主要仪器与试剂 |
| 5.1.3 细胞株及肠道微生物 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 Caco-2细胞培养 |
| 5.2.2 Caco-2细胞单层及其与肠道微生物共生模型的建立 |
| 5.2.3 Caco-2细胞单层的跨膜电阻值(TEER)测定 |
| 5.2.4 受试药液浓度的选择 |
| 5.2.5 Caco-2跨膜转运试验 |
| 5.3 数据分析 |
| 5.4 结果与分析 |
| 5.4.1 Caco-2细胞单层的TEER值测定结果 |
| 5.4.2 肠道微生物对Caco-2单层细胞TEER的影响 |
| 5.4.3 安全浓度的考察 |
| 5.4.4 新烟碱类杀虫剂在Caco-2单层细胞模型中转运吸收分析 |
| 5.4.5 肠道微生物对新烟碱类杀虫剂在Caco-2细胞中转运吸收的影响 |
| 5.4.6 农药表观渗透系数及渗透方向率分析 |
| 5.5 小结与讨论 |
| 第六章 基于生物可给性评估生食蔬果中新烟碱类杀虫剂残留的健康风险 |
| 6.1 实验材料 |
| 6.1.1 样品来源 |
| 6.1.2 主要试剂 |
| 6.1.3 主要仪器 |
| 6.2 试验方法 |
| 6.2.1 标准溶液的配制 |
| 6.2.2 HPLC检测条件 |
| 6.2.3 标准曲线的绘制及稳定性测定 |
| 6.2.4 生食蔬果样品前处理方法 |
| 6.2.5 生食蔬果样品添加回收实验 |
| 6.2.6 膳食暴露摄入风险计算 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 3种生食蔬果中4种新烟碱类杀虫剂的添加回收结果 |
| 6.3.2 番茄实际样品中新烟碱类杀虫剂检测结果 |
| 6.3.3 黄瓜实际样品中新烟碱类杀虫剂检测结果 |
| 6.3.4 胡萝实际样品中新烟碱类杀虫剂检测结果 |
| 6.3.5 数据来源 |
| 6.3.6 膳食暴露摄入风险 |
| 6.4 小结与讨论 |
| 第七章 结论与创新点 |
| 7.1 结论 |
| 7.1.1 建立了一套体外模拟胃肠液中供试蔬果中农药残留分析方法 |
| 7.1.2 明确了SHIME模型不同参数对生物可给性体外测定方法的影响规律 |
| 7.1.3 膳食成分的强化可显着影响生食蔬果中新烟碱类杀虫剂生物可给性 |
| 7.1.4 肠道微生物对新烟碱类杀虫剂在Caco-2细胞中的转运具有屏障作用 |
| 7.1.5 生物可给性是定量分析生食蔬果中农药残留对人体健康风险的重要因子 |
| 7.2 创新点 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（9）含硫醚结构N-苯基吡唑类衍生物的合成与生物活性评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 苯基吡唑类杀虫剂研究进展 |
| 1.2 氟虫腈简介 |
| 1.2.1 化学性质与生物活性 |
| 1.2.2 选择毒性研究 |
| 1.2.3 氟虫腈抗药性研究 |
| 1.2.4 GABA受体与作用于GABA受体的杀虫剂简介 |
| 1.3 含硫(氧)醚结构的活性药物研究进展 |
| 1.3.1 含硫醚结构的活性药物分子 |
| 1.3.2 含氧醚结构的活性分子 |
| 1.4 分子对接研究简介 |
| 1.5 研究目的与立题依据 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试昆虫 |
| 2.2 实验药品与仪器 |
| 2.2.1 供试药品与试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 昆虫饲养 |
| 2.3.1 家蝇的饲养 |
| 2.3.2 斜纹夜蛾的饲养 |
| 2.3.3 小菜蛾的饲养 |
| 2.4 合成方法 |
| 2.4.1 化合物c的合成 |
| 2.4.2 目标化合物1d-29d的合成 |
| 2.4.3 环状邻二醇K1-K5的合成 |
| 2.4.4 螺环烯醇醚S1-S5的合成 |
| 2.5 化合物对供试昆虫的活性测定 |
| 2.5.1 化合物对家蝇的活性测定 |
| 2.5.2 化合物对斜纹夜蛾的活性测定 |
| 2.5.3 化合物对小菜蛾的活性测定 |
| 2.5.4 计算公式及统计分析方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 相关化合物的结构表征 |
| 3.2 化合物的活性测定 |
| 3.2.1 化合物1d-29d对家蝇的毒杀效果 |
| 3.2.2 化合物1d-29d对斜纹夜蛾的毒杀效果 |
| 3.2.3 化合物1d-29d对小菜蛾的毒杀效果 |
| 3.2.4 化合物S1-S5对家蝇的毒杀效果 |
| 3.3 分子对接研究 |
| 4 讨论与结论 |
| 4.1 讨论 |
| 4.1.1 含硫醚结构苯基吡唑类衍生物的合成探讨 |
| 4.1.2 含氧醚结构的螺环烯醇醚类化合物的合成探讨 |
| 4.1.3 含硫醚结构苯基吡唑类衍生物的构效关系探讨 |
| 4.1.4 含氧醚结构的螺环烯醇醚类化合物的构效关系探讨 |
| 4.1.5 分子对接结果分析 |
| 4.2 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录Ⅰ 在读期间发表的论文及获奖情况 |
| 附录Ⅱ 化合物的核磁谱图及高分辨质谱图 |
（10）两种新烟碱类杀虫剂对秀丽隐杆线虫的毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 新烟碱类杀虫剂概述 |
| 1.1.1 新烟碱类杀虫剂的结构 |
| 1.1.2 新烟碱类杀虫剂的作用机制 |
| 1.1.3 新烟碱类杀虫剂在环境中的暴露 |
| 1.1.4 新烟碱类杀虫剂对非靶标生物的危害 |
| 1.2 秀丽隐杆线虫概述 |
| 1.2.1 秀丽隐杆线虫作为模式生物的优势 |
| 1.2.2 秀丽隐杆线虫在毒理学领域的应用 |
| 1.2.3 秀丽线虫评价神经性有机农药毒性效应的研究 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.3.1 研究背景及意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究路线 |
| 第2章 两种新烟碱类杀虫剂对秀丽隐杆线虫体长、运动和摄食行为的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 线虫品系及主要实验材料 |
| 2.1.2 培养基或溶液配制 |
| 2.1.3 秀丽隐杆线虫培养及同步化 |
| 2.1.4 暴毒方法 |
| 2.1.5 秀丽隐杆线虫的生理指标的测定 |
| 2.1.6 数据统计及分析 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 吡虫啉和呋虫胺对秀丽隐杆线虫体长的影响 |
| 2.2.2 吡虫啉和呋虫胺对秀丽隐杆线虫运动行为的影响 |
| 2.2.3 吡虫啉和呋虫胺对秀丽隐杆线虫摄食行为的影响 |
| 2.3 分析与讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 两种新烟碱类杀虫剂对秀丽隐杆线虫脂褐素累积、细胞凋亡和乙酰胆碱酶活性的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 线虫品系及主要实验材料 |
| 3.1.2 主要溶液配制 |
| 3.1.3 秀丽隐杆线虫的培养及同步化 |
| 3.1.4 暴毒方法 |
| 3.1.5 秀丽隐杆线虫的生化指标的测定 |
| 3.1.6 数据分析 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 吡虫啉和呋虫胺对秀丽隐杆线虫的脂褐素累积的影响 |
| 3.2.2 吡虫啉和呋虫胺对秀丽隐杆线虫细胞凋亡的影响 |
| 3.2.3 吡虫啉和呋虫胺对秀丽隐杆线虫乙酰胆碱酶活性的影响 |
| 3.3 分析与讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 两种新烟碱类杀虫剂对秀丽隐杆线虫相关基因转录水平的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 线虫品系及主要实验材料 |
| 4.1.2 秀丽隐杆线虫的培养及同步化 |
| 4.1.3 暴毒方法 |
| 4.1.4 秀丽隐杆线虫相关基因表达的测定 |
| 4.1.5 数据分析 |
| 4.2 实验结果 |
| 4.2.1 实时荧光定量PCR产物的分析 |
| 4.2.2 吡虫啉和呋虫胺暴露对秀丽隐杆线虫相关基因转录水平的影响 |
| 4.3 分析与讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间已发表论文 |
四、氯化烟碱类杀虫剂的毒理学研究进展（论文参考文献）
- [1]氟啶虫胺腈的土壤生态毒理效应研究[D]. 方松. 山东农业大学, 2021(01)
- [2]新烟碱类和氟虫腈杀虫剂检测新方法及在海水中的光降解研究[D]. 王志伟. 青岛科技大学, 2020
- [3]两种新烟碱农药对4种无尾两栖类蝌蚪的毒性影响[D]. 陈姣姣. 福建师范大学, 2020(12)
- [4]啶虫脒对斑马鱼的胚胎发育及生殖毒性研究[D]. 马雪. 暨南大学, 2019
- [5]褐飞虱对毒死蜱的抗性机制研究[D]. 杨保军. 南京农业大学, 2019(08)
- [6]微量啶虫脒引起家蚕生殖障碍的作用机制[D]. 程小瑜. 苏州大学, 2019(04)
- [7]典型新烟碱类杀虫剂与重金属复合污染对蚯蚓的毒性效应[D]. 阎晓静. 山东农业大学, 2019(01)
- [8]生食蔬果中新烟碱类杀虫剂残留的生物可给性与健康风险评估[D]. 施艳红. 安徽农业大学, 2018(03)
- [9]含硫醚结构N-苯基吡唑类衍生物的合成与生物活性评价[D]. 费程程. 华南农业大学, 2018(08)
- [10]两种新烟碱类杀虫剂对秀丽隐杆线虫的毒性效应研究[D]. 何雪珠. 华东理工大学, 2018(08)