一、涕灭威对大鼠致畸作用研究（论文文献综述）
陆妍,孟顺龙,陈家长[1]（2021）在《灭多威的污染现状及其对水生生物的毒性效应研究进展》文中提出灭多威属氨基甲酸酯类农药,可用作杀虫剂、杀菌剂及除草剂,具选择性强、高效、易分解降解等特性,被广泛应用于农林业的生产。为了探究灭多威的污染现状、污染严重程度,笔者综述了灭多威研究现状,并系统汇总了国内外对灭多威毒性效应研究实例,重点综述了灭多威的应用与污染现状、对水生生物生殖毒性效应、组织器官及DNA的损伤等,并在此基础上提出展望,以期为深入了解灭多威的污染现状、对水生生物的毒性效应研究提供可借鉴的资料。
袁思亮[2]（2021）在《典型环境污染物对大型溞游泳行为的毒性效应和机制探究》文中研究说明近几十年来,随着人类对生活需求的日益增多,每年大量新型化学品被合成并应用于纺织品、家具和电子产品等商品中。这些化学品在使用过程中不可避免地进入水环境,造成环境污染。毒理学研究和流行病学调查发现,环境污染物能够引起水生生物甚至人类的神经组织、生殖系统、感觉器官等多方面的危害。因此需要建立污染物的环境危害/风险的评估方法,开展化学品的风险评估或危害甄别工作,对化学品的规范使用和环境管理提供充分的参考依据。在污染物的环境风险评估中,一项不可或缺的环节是生物毒性测试。而传统的化学品毒性评估通常使用急性致死实验或慢性发育和生殖实验等方法,存在成本高,耗时长,通量小等不利因素,为此需要建立更为敏感、快速和通量大的毒性评价方法。研究发现,动物的运动行为参数比传统毒理学终点指标更为敏感,测试耗时更短。因此基于水生生物的行为测试方法具有应用于水环境污染物风险评估的潜力。近年来,随着高分辨率的监测设备和多功能分析软件的问世,生物的行为测试在毒理学研究中得到广泛使用。但一直以来,由于缺乏对生物基础行为模式的了解以及合理的测试流程,水生生物的行为测试尚未被纳入毒性评估的标准测试方法中。本论文以此为切入点,利用毒理学模式生物——大型溞（Daphnia magna）作为受试生物,首先比较了大型溞在不同孔径大小的容器中的行为参数,筛选出大小最合适的测试空间及对应的容器,并设置了包括暗适应、光暗循环以及振动刺激在内的行为测试程序。然后利用Noldus（荷兰）公司的Danio Vision行为跟踪系统对大型溞在设定程序中的行为进行了监测和定量分析,确定了多项行为参数来反映大型溞的运动活性,对光刺激的灵敏度和响应强度以及对振动刺激的响应,并建立一种基于大型溞幼溞游泳行为的测试方法。在此基础上,我们选择了40种包括重金属、阻燃剂、杀虫剂和杀菌剂在内的典型污染物,对其急性毒性进行了测试,根据急性结果设置了一系列较低的浓度,利用行为测试方法评价了这些污染物在此浓度范围内对大型溞游泳行为的毒性效应,验证我们行为测试方法的可行性和高效性,并通过荧光定量PCR分析了部分化学品对神经发育,视觉感受,肌肉组成和信号转导等方面基因表达的影响。最后,我们探究了两种杀虫剂——氯虫苯甲酰胺和氟虫腈的亚慢性暴露对大型溞的发育和行为毒性效应,并通过分析其体内神经递质含量和受体相关基因的表达量揭示两种杀虫剂的致毒机制。主要结论如下:1.通过比较大型溞幼溞（48 h龄）在6孔板（d=35.14 mm）、12孔板（d=22.16 mm）、24孔板（d=15.76 mm）、48孔板（d=10.82 mm）和96孔板（d=6.64 mm）中的行为差异,筛选出游泳行为测试的最适测试容器为48孔板。通过分析大型溞在35分钟行为监测程序（包括适应阶段,光照和黑暗区间以及轻拍振动刺激）中的游泳行为,发现大型溞具有在光照下运动活跃,而在黑暗下运动迟缓,并且对光暗转换和对轻拍振动有短暂的加速过程等行为特点。大型溞的累积移动距离、平均运动速度、光/暗区间活跃度、光/暗刺激加速度和轻拍刺激后移动距离等多个行为参数被用来综合反映大型溞的运动能力,这些行为参数的基线水平是通过对大样本量个体的行为参数进行定量分析建立的。2.根据OECD大型溞48 h急性试验方法,我们测试了包括重金属、阻燃剂、杀虫剂和杀菌剂在内的40种典型污染物对大型溞的急性毒性,绘制了大型溞活动受抑制率（Immobilization rate）与化学品之间的剂量效应曲线,并计算了每种化学品的LOEC和EC50,比较发现大型溞对杀虫剂的毒性最敏感。基于建立的行为测试方法,选择EC5,1/4 EC5和1/16 EC5三个浓度开展暴露实验,评估了40种污染物对大型溞游泳行为的毒性效应,结果发现大型溞的行为参数主要呈现浓度依赖型抑制效应（如毒死蜱）,浓度依赖型激活效应（如乙酸铅）以及无显着效应。本研究进一步分析了氯化甲基汞,乙酸铅,四溴联苯醚,双酚A,吡虫啉,毒死蜱,二苯甲酮和克霉唑对大型溞神经发育,视觉感受,肌肉收缩和神经信号转导等基因表达的影响,结果发现与信号转导相关基因的转录水平受影响最大。本研究证明了大型溞的行为参数比急性终点指标敏感性更高,通过各个行为参数的改变可以说明化学品对不同组织或系统功能的毒性效应（例如光刺激加速度的降低暗示了视觉感受受阻）。并且大型溞行为测试对于筛选具有神经毒性的化学品或评估污染物的神经毒性十分有效。3.在上述研究基础上,本研究选用两种对昆虫具有神经毒性的杀虫剂——氯虫苯甲酰胺（CAP）和氟虫腈（FIP）作为研究对象,首先测试了其急性毒性,然后以其LOEC（8μg/L和80μg/L）作为最高暴露浓度分别开展了7天的暴露实验,暴露浓度分别为CAP:1,2,4,8μg/L和FIP:10,20,40,80μg/L。暴露期间每天统计大型溞的死亡率、累积蜕皮数和体长等终点指标,并在暴露至48 h和7 d时分别测试大型溞的游泳行为,分析神经递质含量以及相关受体基因的表达。CAP暴露后的死亡率、蜕皮数和体长均只在最高浓度（8μg/L）中被显着影响,但FIP暴露后,大型溞的体长在20,40和80μg/L组均被显着降低,并且呈剂量依赖性的减小。行为测试结果显示,暴露48 h,不论是CAP或FIP,大型溞均在低浓度组（1μg/L CAP,10和20μg/L FIP）兴奋,而在高浓度组（8μg/L CAP和80μg/L FIP）迟钝;随着暴露时间的延长,CAP对大型溞行为有剂量依赖性的抑制,而FIP却对行为有剂量依赖的激活。超高液相色谱分析结果表明CAP和FIP主要影响大型溞发育早期的神经递质含量,受体相关基因的表达也主要在暴露前期被影响,说明CAP和FIP均具有发育神经毒性。CAP主要影响γ-氨基丁酸能和多巴胺能神经递质水平,而FIP则影响了γ-氨基丁酸和胆碱能神经系统。行为参数与神经递质间的显着相关性和受体基因表达水平的变化证明,CAP和FIP对大型溞行为的影响是通过干扰多个神经递质系统的信号传递导致的。KEGG富集分析结果指出CAP和FIP可能还干预大型溞体内氨基酸和脂质代谢过程。
骆璐[3]（2021）在《药用植物多农残重金属的大样本检测及综合风险评估》文中研究指明目的药用植物外源性有害残留物污染现象严重影响药材的安全性及有效性。针对规模化种植药用植物的污染状况,本研究旨在建立药用植物外源性有害残留物系统的检测方法体系、风险评估体系、有害残留物标准及质量管控体系,提出保障药材质量及安全性的有效措施。方法1.药用植物农残的检测收集了 1771批次共182种大规模种植的药用植物样本,通过文献检索确定了药用植物中常检出的、禁用的、以及高毒的共136个农药残留,使用液相色谱-串联质谱（LC/MS-MS）或气相色谱-串联质谱（GC/MS-MS）对136种具有高毒和高检出率的农药进行检测,建立了药用植物的多残留农药检测体系。通过欧盟药典公式,计算出农药的最大残留限量,计算其检出率及超标率。2.药用植物重金属的检测采用电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）对1773批次共86种药用植物中五种重金属镉（Cd）、铅（Pb）、砷（As）、汞（Hg）和铜（Cu）进行检测。根据20个国家和地区以及7个国际组织颁布的五种重金属的现有标准,分别计算重金属的检出率及超标率。3.药用植物农残的风险评估对于农残造成的健康风险,采用膳食风险评估区分由于农残暴露量升高而对健康构成的可接受或不可接受风险。应用危害商（HQ）和危害指数（HI）来量化急性、慢性以及药用植物农残的累积暴露风险;采用风险安全序数,通过风险等级评分对农药和药材的风险等级进行分类和排序。通过将农药毒性、农药摄入量和可检测残留水平的相应分值进行计算,得到农药的风险等级得分（S）和药材的风险指数（RI）。此外,首次建立了针对药用植物农残的健康影响评估体系,将致癌和非致癌风险与疾病发病率相关联。对药用植物农药残留引起的患者摄入量以及相关癌症和非癌症聚集效应进行量化,并将两者合并成患者健康影响得分（IS）,用伤残调整生命年（DALY）表示。4.药用植物重金属的风险评估对于重金属造成的健康风险,采用膳食风险评估、非癌症风险评估和癌症风险评估探讨药用植物中重金属污染对人体健康的潜在影响。膳食风险评估计算出每日预估重金属摄入量（EDI）与各金属的每日可接受摄入量（PTDI）比较;非癌症风险分别计算了每种药材中各金属的非癌症危害商（HQ）及每种药材的总非致癌危害指数（HI）;同时计算了每种药材中三种明确癌症风险金属的癌症风险值（CR）,与癌症强度因子（CSF）比较,并计算了每种药材的总癌症风险值。结果1.药用植物农残检出及超标情况农残的总检出率为88.03%（1559批次）,超标率为59.01%（1045批次）。根据欧盟（EU）、美国（US）和中国的相关规定,共检出35种禁用农药。在至少42.97%的样品（761批次）中检测到35种禁用农药,其中速灭磷和总DDT分别的检出率分别为 24.20%（LC/MS-MS,242/1000）和 13.10%（GC/MS-MS,101/771）。此外,8种禁用农药的浓度水平比欧盟标准高出500倍以上。菊花中检出农药37种（超标8种,禁用7种）,其次是山楂（29种）和益智（27种）。农药在根茎及根茎类药材中的检出率最高（48.62%,n=1559）,在花类药材中检出率最低（5.77%,n=1559）。风险最高的农药属于有机磷杀虫剂,杀虫剂（45.42%,n=6387）和杀菌剂（33.69%,n=6387）检出率最高。2.药用植物农残风险评估根据农残的膳食风险评估结果,10种药材的急性风险为不可接受风险（HIa>1）,包括山楂（HIa=12.09）,花椒（HIa=11.54）,枸杞子（HIa=1.86）,和苦地丁（HIa=1.48）等。23种药用植物的慢性风险为不可接受风险（HIc>1）,包括山楂（HIc=6.62）,肉豆蔻（HIc=3.51）,和花椒（HIc=3.38）等。山楂和花椒的急慢性风险（HQa和HQc）及急慢性累积风险（HIa和HIc）最高,而禁用农药呋喃丹和速灭磷在膳食暴露风险评估中危害商最高。此外,果实和种子类药材显示出最高的膳食暴露风险。在风险安全序数评估中,山楂、枸杞子、金银花和蒲公英中检测到的3-羟基呋喃丹和对溴磷的风险等级得分（S=140）最高。而药用植物山楂的危害指数最高（RI=1925）,其次是石斛（RI=1315）和防风（RI=1144）。此外,根据Spearman相关系数,农药残留（p=0.783）对风险排序的贡献最大,其次是农药毒性（p=0.691）,草药摄入量（p=0.370）最小。根据健康影响评估结果,药材薏苡仁（min ISh=3945.40 μDALY·person-1,mean ISh=972.07 μDALY.person-1）和川明参（ISh=4287.78μDALY·person-1）调整伤残年数最高,而薏苡仁o,p’-DDT（ISi,h=2729.58 μDALY·person-1）,及川明参中的 o,p’-DDT（mean ISi,h=2837.91 μDALY·person-1,max ISi,h=3682.78μDALY·person-1）风险最高。综合三种风险评估方法,总滴滴涕、呋喃丹,和速灭磷被确认为是最具风险隐患的杀虫剂。其除具有肾毒性和肝毒性外,还具有致癌、遗传毒性、神经毒性和生殖毒性等。且山楂为代表的果实类药材的农残问题需要特别关注。3.药用植物重金属检出及超标情况所有样品均检测到了重金属,总计30.51%（541）的样品中至少有一种重金属超过中国药典（2020版）标准,433个样品检测出一种超标金属,75个样品检测出两种超标金属,24个样品检测出种3超标金属,9个样品检测出4种超限金属。五种重金属的超标率依次为Pb（102,5.75%）>Cd（88,4.96%）>As（74,4.17%）>Hg（67,3.78%）>Cu（31,1.75%）。Hg在菊花中检出的最高浓度超标66.17倍,Pb在桔梗中检出的最高浓度超标9.02倍。叶及皮类药用植物的超标率为9.68%,果实及种子类的超标率为16.13%,全草及其它类的超标率为41.94%,根及根茎类药材的超标率为19.35%。重金属在果实和种子类药材中的检出率最高,而在全草类药材的超标率最高。重金属Pb的超标率最高,其次是Cd 和 As。4.药用植物重金属风险评估根据重金属的膳食风险评估,共有25种（29.07%）草药（n=86）存在不可接受的风险,其中9种以果实及种子入药,5种为花类,3种为根茎类,2种为叶及皮质类。7种草药中Pb、5种草药中的Cd、4种草药中的Hg和3种草药中As的最大估计日摄入量（EDI）超过了相应的暂定允许日摄入量（PTDI）。车前草的非癌症风险最高（HI=11.47）,而穿心莲的癌症风险最高（CR=5.27E-09）。重金属As在草药中显示出最高的非癌症（HQ=9.95）和癌症风险（CR=4.48E-09）。结论农药在根茎及根茎类药材中的检出率最高,在花类药材中检出率最低,以山楂为代表的果实类药材的农残风险最高。重金属在果实和种子类药材中的检出率最高,而在全草类药材的超标率最高。风险最高的农药属于有机磷杀虫剂,总滴滴涕、呋喃丹,和速灭磷被确认为是最具风险隐患的杀虫剂。重金属As在草药中显示出最高的非癌症和癌症风险。本研究是时空尺度大规模的药用植物外源性有害残留物检测及风险评估,为标准制定、药用植物规模化生产管理体系的建立及质量监管提供了数据支撑及依据。
李楠[4]（2021）在《质谱法检测禽肉中利巴韦林和金刚烷胺的研究》文中研究指明本文按照60 mg/kg.b.w.d的给药剂量饲喂样品白羽鸡利巴韦林和金刚烷胺。优化条件下检测,当金刚烷胺与利巴韦林的质量浓度处于0.50～200μg/L的区间内时呈现线性关系。经取样检测,得到鸡组织中的利巴韦林以及金刚烷胺的消除曲线,分析得出利巴韦林以及金刚烷胺在鸡组织中的消除规律如下:（1）利巴韦林和金刚烷胺在不同的鸡组织在休药前期的残留量均与给药剂量成正比。停止服用药物后的4 h,不同组织中的利巴韦林和金刚烷胺的残留量均达峰值,相较其他组织,肾脏组织中药物残留量更高。（2）在停止服用药物后,相较于鸡胸肉组织而言,肝脏以及肾脏中的金刚烷胺的留存时间更长;同时给药剂量与利巴韦林在组织中的残留量无相关性,停药后迅速代谢完全。使用高分辨质谱对鸡肉及其肝脏、肾脏组织中利巴韦林和金刚烷胺残留进行测定,研究其代谢规律并对其残留检测方法进行探究。正离子的情况下,利巴韦林与金刚烷胺有较高响应值,实验采用正离子全扫描。使用体积比为1%的三氟乙酸-甲醇溶液提取鸡组织样品,通过Qu ECh ERS方法、PCX固相萃取柱进行净化,使用内标法定量检测,结果显示在0.50～200μg/L的范围内,金刚烷胺与利巴韦林有良好线性关系。检出两种目标分析物的限度分别为0.30μg/kg以及0.15μg/kg,两种药物的定量下限的值分别为1.00μg/kg与0.50μg/kg,样品的RSD范围处于6.0%-10.7%的范围内。在优化色谱、质谱条件下能够在洗脱液、流动相以及固相萃取柱等方面开展实验,最后以水和空白鸡肉、肝脏、肾脏基质为阴性样品,添加目标化合物经Q-TOF质谱技术筛查分析验证:被测物质通过QTOF质谱法能够获得一定能量使其能够基于一定的规律分裂为碎片状带电粒子,通过这一方式,检测器能够对相关离子的质核比进行计算,同时基于相应的顺序绘制相应的质谱图。比对检测结果,提取疑似靶药代谢物的精确分子量,通过标志性代谢产物为综合评价药物残留提供数据支持。
肖志明[5]（2021）在《典型双酚类化合物在鸡蛋和蛋鸡体内代谢转化规律研究》文中进行了进一步梳理环境内分泌干扰物（Environmental endocrine disrupting chemicals,EDCs）又称环境类激素（Environmental hormone）,是指可通过干扰动物或人体内保持自身平衡和调节发育过程天然激素的合成、分泌、运输、结合、反应和代谢等过程,从而对动物或人体的生殖、神经和免疫系统等的功能产生影响的外源性化学物质。EDCs具有低含量以及干扰动物和人体内分泌过程、“三致”（致癌、致畸、致突变）、诱发糖尿病等毒性效应,能够通过食物链危害人体健康。目前,对于EDCs影响食品安全相关研究是国际上的热点研究课题,但关于EDCs在“环境—饲料—养殖动物—畜禽产品”全链条迁移转化方面仍存在盲区。针对上述问题,本研究建立了饲料及畜产品中双酚类EDCs的高灵敏度确证分析方法,揭示了双酚类EDCs在饲料及畜产品中的赋存状态,并在国际上首次阐明了新型双酚类化合物BPF在蛋鸡体内的迁移转化及代谢规律,初步探明了其从“环境—饲料—养殖动物—畜禽产品”全链条迁移中的Carry-over和Transfer factor,为饲料和畜产品中双酚类EDCs的风险评估和限量制定提供基础性数据支撑。研究建立了饲料和动物源性食品中八种双酚类化合物（BPA、BPS、BPF、BPAF、BPB、BPP、BPAP、BPBP）的直接提取和超声探针辅助酶解（Enzymatic probe sonication,EPS）结合超高效液相色谱—串联质谱（UPLC-MS/MS）检测方法。方法的检出限（LODs）为0.02～0.05?g/kg,定量限（LOQs）为0.1～0.2?g/kg,平均回收率在81.2～106.0%之间,批内变异系数为0.6～9.7%,批间变异系数均≤12.5%,在0～50?g/L范围内的线性关系良好（R2≥0.996）。本研究EPS时间仅为120 s,而传统酶解方法需要12 h以上,从而大幅提升工作效率,特别适用于大批量动物源性样品的检测处理。将建立的EPS-UPLC-MS/MS方法用于市售动物源性食品中双酚类化合物的暴露分析,结果显示BPA、BPS、BPF、BPAF、BPP和BPB的检出率分别为65.2%、42.4%、33.7%、29.4%、28.3%和27.2%,表明BPA替代品已经得到了大范围应用,并对动物源性食品造成一定程度的污染。通过Pearson相关性分析结果显示BPA和BPAF、BPS和BPF、BPS和BPAF、BPF和BPAF之间均具有显着相关性,表明这些化合物在动物源性食品中存在共同污染,可能具有相同的污染来源。研究发现BPF暴露对蛋鸡的生产性能具有显着影响,空白对照组、低剂量组（0.1 mg/kg）、中剂量组（0.5 mg/kg）和高剂量组（2.5 mg/kg）蛋鸡的产蛋率分别为82.8±2.3%、89.3±3.8%、82.2±4.3%和75.6±3.3%。低剂量组、高剂量组蛋鸡产蛋率与空白对照组相比均具有极显着性差异（p<0.001）,中剂量组蛋鸡产蛋率和空白对照组之间则无差异,表明BPF暴露对蛋鸡产蛋率的影响呈现典型的非剂量—效应关系（Non-linear/non-monotonic dose-response curve）。鉴于非剂量—效应关系是内分泌干扰物的典型特征之一,也与动物和人体正常的激素作用是一致的,表明BPF暴露对蛋鸡可能具有内分泌干扰效应。BPF在蛋鸡体内吸收迅速,在暴露第2天即可从鸡蛋中检出BPF,并在暴露期第11天达到峰浓度(Cmax),低、中、高剂量组Cmax分别为1.63±1.30μg/kg、7.06±2.83μg/kg和26.2±4.96μg/kg。中剂量组在暴露后第8天即超过了欧盟规定的人体BPA每日耐受摄入量（Tolerable Daily Intake,TDI）4μg/kg bw/day,而高剂量组仅需暴露4天后即可超过TDI限量规定。BPF在蛋黄中的含量（69.1±7.4μg/kg）远高于蛋清中（3.0±0.4μg/kg）,蛋黄中BPF浓度大约是蛋清中的23倍。蛋鸡肝脏中BPF的含量水平远高于血浆、鸡蛋和肌肉,表明肝脏是双酚类化合物主要的作用靶标。低、中、高剂量组肝脏中BPF的消除半衰期大约为5.8、4.5和4天。肝脏中BPF消除呈现先快后慢的趋势,低剂量组在消除期第14天后低于方法LODs,中、高剂量组则在第28天后低于方法LODs。采用超高效液相色谱—高分辨率质谱（UPLC-HRMS）研究了BPF在蛋鸡体内外代谢,发现BPF在鸡肝微粒体中主要发生细胞色素P450酶参与的羟基化、水解和氧化反应,发现了5种I相代谢产物,分别为4-（Hydroxymethyl）phenol（m/z 123）、o-OH BPF（m/z 215）、GSH conjugated BPF（m/z 504）和GSH conjugated o-OH BPF（m/z 520）。BPF在蛋鸡体内则主要发生葡萄糖醛酸酶和硫酸酯酶参与的羟基化及结合反应,共发现了6种II相代谢产物,分别为肝脏细胞色素P450酶作用下生成的羟基化Hydroxylated BPF（m/z 215）,芳基硫酸酯酶作用下生成的单磺酸结合BPF（BPF-sulfate,m/z 279）以及双磺酸结合BPF（BPF-disulfate,m/z 359）,葡萄糖醛酸酶作用下生成的单葡萄糖醛酸结合BPF（BPF-glucuronide,m/z 375）和双葡萄糖醛酸结合BPF（BPF-diglucuronide,m/z 551）,以及BPF-磺酸/葡萄糖醛酸（BPF-sulfate/glucuronide,m/z 455）。
申继忠[6]（2021）在《影响农药产品使用价值和寿命的因素分析》文中进行了进一步梳理深入分析了农药原药和制剂的理化性质、原药和制剂中的杂质和相关杂质、农药助剂、农药剂型、农药毒性和内分泌干扰作用、环境归宿、生态毒性、药效和药害、抗性发展潜力、登记审批标准、产品被淘汰或被替代的标准等多个方面对农药产品的使用价值和寿命的可能影响。为新农药开发和老产品的生产和使用提供了分析产品应用价值和寿命的思路,有利于企业在选择产品时做出相对正确的选择,并预测产品的未来。
龙小艺[7]（2020）在《新型非酶传感器的构建及其对农作物产品中农药残留与活性物质分析研究》文中研究表明随着中国经济迅猛发展与国民生活水平的快速提高,对农作物产品的品质要求已经从温饱需求上升到健康层次。但农药的过度滥用成为影响及威胁农作物产品质量与安全的关键因素之一,而先进的农作物产品农药残留的检测技术可以有效保障农作物产品质量与安全。常用的农药残留检测方法如高效液相色谱、气相色谱法因其设备昂贵、分析周期长、技术含量高且需要特定的测试条件而受到诸多限制。因此,构建简便、高效、准确和可靠的农药残留实时检测方法,具有重要的实用和推广价值。电分析传感技术是近年来新兴的一种快速检测技术,具有灵敏度高、分析快捷、检测限低,且装置易于小型化等特点。化学传感分析已发展为最活跃的研究领域之一。电化学传感器主要分为基于纳米功能材料构建的非酶型电化学传感器和基于抗体或核酸适配体生物技术构建的电化学生物传感器。相比而言,非酶型化学传感器由于其环境稳定性显示出更强的实际应用可行性。本研究基于纳米/功能材料特异选择性和高催化性能构建了良好检测性能的非酶型化学传感器,并将该传感检测平台应用于农作物产品质量安全检测领域,实现对农作物产品中的典型除草剂异丙隆（ISO）、典型杀菌剂多菌灵（CBZ）以及有毒的农药中间体2,6-二氯酚（2,6-DCP）等残留物的快速准确检测。同时,将该类传感器对活性物质咖啡酸（CA）具有很高的传感检测性能,显示出其在农作物产品活性物质传感检测方面的实用性。本项研究工作包括以下四个部分:1.基于全氟磺酸树脂（Nafion）在强酸性条件下易形成固体超强酸并对农药残留异丙隆（ISO）分子具有特异性催化能力和高抗污染性能,本研究选择滴涂法以制备Nafion修饰电极。本项结果表明以此电极作为工作电极构建的传感器可成功应用于农药ISO的高灵敏、高选择和高重复性检测。在最优条件下,该传感器对ISO显示较宽的线性检测范围（0.09μM-20.00μM）和较低检测限（0.03μM）。在对如西红柿、莴苣等农作物产品中的ISO进行检测,其加标回收率范围为92.60%-107.4%,体现了该传感器具有良好的应用价值。2.通过超声辅助自组装法将二硫化钼量子点（MoS2QDs）负载于羧基功能化碳纳米管（MWCNTs）上,构建了Mo S2QDs@MWCNTs新型纳米复合材料。通过滴涂法将该纳米复合材料修饰于玻碳电极并构建了用于检测多菌灵（CBZ）非酶型电化学传感器,并成功运用于农作物产品枸杞、桔梗和梨中CBZ的检测研究。研究结果表明Mo S2QDs@MWCNTs复合材料对CBZ具有良好的电催化活性。在最优检测条件下,采用方波伏安法该非酶型传感器对CBZ具有低检测限（0.026μM）和较宽的线性检测范围（0.04μM-1.00μM）。此外,该传感器具有优异的抗干扰、稳定性和检测重现性能。该传感检测方法在对三种农作物产品中CBZ检测过程均获得可媲美于高效液相色谱法的加标回收率95.03%-102.52%,显示该方法具有较强的实际应用潜力。3.通过超声分散方法制备了具有协同效应的GO/β-CD/CNTs复合电极材料,构建了用于准确检测潜在致癌物质2,6-DCP的GO/β-CD/CNTs/GCE电化学传感器,并实际应用于农作物产品黄瓜、西红柿以及柑桔中的2,6-DCP的检测。结果表明此传感器对2,6-DCP具有优良的电化学检测性能,此检测方法具有较强的实用价值。在最优测定参数条件下,其氧化峰值电流与检测范围在0.05μM-30μM的2,6-DCP浓度值呈线性关系,此检测条件下的2,6-DCP检测限为10 n M。此外,GO/β-CD/CNTs传感器的检测重现性和高稳定性得到充分证实。4.通过稀土掺杂方式成功制备了Ce-TiO2复合材料,将其与高比表面积的CNTs材料共建Ce-Ti O2/CNTs/GCE电化学传感器,检测发现Ce-Ti O2/CNTs复合材料具有巨大的比表面积、良好导电性和电催化活性,并将其应用于活性物质咖啡酸（CA）的快速、特异性、高灵敏度精准检测。检测结果显示在10μM-1 n M范围内其浓度与氧化峰电流峰值呈现良好的线性关系,检测限计算值低至约为0.3 n M,其性能明显优于同类型复合电极。此外,证实了Ce-Ti O2/CNTs/GCE传感器具有良好的检测重现性及高稳定性。最后,考察了数十种不同浓度的无机类/有机类干扰物质对CA检测结果的影响程度,据此评估了Ce-TiO2/CNTs/GCE非酶传感器的CA特异选择性。
王秀梅[8]（2020）在《桃蚜对三种新烟碱类杀虫剂亚致死浓度胁迫的响应及机制研究》文中指出桃蚜（Myzuspersicae）是世界范围内危害经济作物最严重的害虫之一,除了对作物造成直接损害,还可以通过传播植物病毒病对作物造成间接损害。当前,化学防治仍是桃蚜防治的主要策略,但由于农药的长期大量使用,已使桃蚜对包括有机磷、氨基甲酸酯、拟除虫菊酯和新烟碱类等在内的多种杀虫剂产生抗性。在此背景下,新型杀虫剂的开发和应用将为桃蚜有效防治提供保障。氟吡呋喃酮、氟啶虫胺腈和环氧虫啶作为三种新型的新烟碱类杀虫剂,对包括桃蚜在内的多种刺吸式口器害虫表现出良好的活性,在桃蚜综合治理中具有广阔的应用前景。本文在实验室条件下开展了三种杀虫剂对桃蚜的亚致死效应研究,同时阐释了亚致死效应的生理代谢机制,并挖掘出三种杀虫剂作用下桃蚜的差异性基因。从生物学、生态学、生理生化及基因水平揭示了桃蚜对三种杀虫剂亚致死浓度胁迫的响应及作用机制,全面评价了三种新型杀虫剂对桃蚜的潜在影响,为三种杀虫剂的合理使用及减缓其抗性发展、延长药剂使用寿命提供理论参考。主要研究成果如下:1.三种杀虫剂亚致死浓度(LC10和LC30)短期（24 h）处理桃蚜四龄若虫,均可显着降低桃蚜染毒个体（F0代）的繁殖量和寿命,这种不利影响随处理浓度的升高而显着的增强。氟吡呋喃酮和环氧虫啶亚致死浓度(LC10和LC30)以及氟啶虫胺腈LC10处理组均可缩短染毒个体子代（F1代）的发育历期及产卵前期,表现出明显的发育刺激作用;氟啶虫胺腈LC30处理组可使F1代发育速度减缓,生殖力显着降低。从种群参数上看,氟吡呋喃酮和环氧虫啶LC10和LC30处理组以及氟啶虫胺腈LC10处理组亚致死浓度胁迫,会促进桃蚜子代种群的增长,表现为内禀增长率显着升高,平均世代显着缩短;但氟啶虫胺腈LC30处理组桃蚜子代种群的增长受到严重的制约,表现为内禀增长率、净生殖率显着降低,而平均世代周期延长。终上所述,氟吡呋喃酮和环氧虫啶亚致死浓度(LC10和LC30)及氟啶虫胺腈LC10剂量均可引起桃蚜种群的毒物兴奋效应,但氟啶虫胺腈LC30剂量处理可显着抑制桃蚜种群增长。2.三种杀虫剂亚致死浓度(LC10和LC30)作用下,桃蚜的扩散行为均受到明显的刺激,但不同药剂引起的扩散效果存在一定的差异。其中,氟啶虫胺腈和环氧虫啶处理组,亚致死浓度作用下桃蚜的扩散能力随着药剂浓度的增加及作用时间的延长显着增强,表现出明显的时间效应和剂量效应,但利用氟吡呋喃酮LC10和LC30浓度处理桃蚜,在相同的作用时间内（除了2 h）,桃蚜的扩散行为无显着性差异。桃蚜扩散能力的增强可能是生物体应对神经毒剂的反应,也可能是桃蚜应对不良环境的忌避作用,这一行为将有利于桃蚜逃离不利的生存环境,重新建立种群,这对害虫防治是十分不利的。3.在三种杀虫剂亚致死浓度(LC10和LC30)作用下,桃蚜体内的靶标酶和解毒酶活性均受到一定的影响,但应激反应并不完全一致。对于乙酰胆碱酯酶（ACh E）,三种杀虫剂均表现出一定的诱导作用,其中氟吡呋喃酮和氟啶虫胺腈均表现出低浓度诱导高浓度抑制的作用,且随作用时间延长,ACh E活性降低,而环氧虫啶供试浓度均会显着诱导ACh E活性,且随作用时间延长,活性升高;对于羧酸酯酶（Car E）,氟吡呋喃酮和氟啶虫胺腈处理组酶活力均受到显着的抑制,而环氧虫啶处理组Car E活性先升高后降低,表现出一定的诱导作用;三种杀虫剂对桃蚜体内的谷胱甘肽-S-转移酶（GSTs）均具有显着的抑制作用,且药剂浓度越高,抑制程度越强;氟吡呋喃酮LC10浓度处理后,桃蚜体内的多功能氧化酶（MFO）活性先升高后降低,LC30浓度处理组桃蚜体内的MFO活性受到显着抑制,而氟啶虫胺腈亚致死浓度(LC10和LC30)处理,桃蚜体内MFO随作用时间延长表现为先升高后降低;环氧虫啶亚致死浓度处理,也会使桃蚜体内MFO活性升高,但LC10浓度处理MFO活性先降低后升高,而LC30浓度处理MFO活性先升高后降低。上述结果说明除了GSTs,其他三种酶均参与了桃蚜的解毒代谢过程,但各种酶在解毒不同杀虫剂过程中所发挥的作用并不完全一致。4.利用GC-MS方法测定了三种杀虫剂亚致死浓度胁迫下桃蚜体内营养物质含量的变化。结果显示,三种杀虫剂均会使桃蚜体内总脂肪酸含量显着降低,总糖含量显着升高,但各处理组脂肪酸及单糖组成及含量间存在显着的差异。氟吡呋喃酮和环氧虫啶亚致死浓度(LC10和LC30)胁迫,会显着降低桃蚜体内游离氨基酸的组成及含量;氟啶虫胺腈LC10浓度处理游离氨基酸种类及总氨基酸含量均会显着降低,而LC30浓度处理游离氨基酸种类及总氨基酸含量均会显着升高。表明桃蚜体内脂肪、氨基酸及碳水化合物等营养物质有可能参与了杀虫剂的降解及代谢过程。5.为了探明桃蚜对三种杀虫剂亚致死效应的作用机制,本文对7组虫体样本进行转录组学分析。共得到145.24Gb Clean Data,各样品Q30碱基百分比均不小于93.72%。通过组装共得到77960条Unigene,Unigene的N50为1672,组装完整性较高。最终获得33940个有注释信息的Unigene。桃蚜经三种杀虫剂不同剂量处理后,转录图谱发生显着变化。与对照组相比,氟吡呋喃酮LC10和LC30处理组分别检测到189和427条差异表达的基因,氟啶虫胺腈LC10和LC30处理组分别检测到1762和2418条差异表达的基因,而环氧虫啶LC10和LC30处理组分别检测到148和388条差异表达的基因,这些差异表达基因主要集中在能量、物质代谢以及防御系统方面,包括与碳水化合物运输和代谢、氨基酸转运与代谢以及脂质转运与代谢相关的基因,以及与杀虫剂解毒代谢相关的细胞色素P450s基因。综上所述,氟吡呋喃酮、氟啶虫胺腈和环氧虫啶亚致死浓度均可不同程度诱导桃蚜子代（F1）产生毒物兴奋效应,因此,三种杀虫剂均存较高的抗性发展风险及再猖獗现象产生的可能,在杀虫剂使用过程中应该严格按照农药使用标准科学合理用药,并降低农药使用频次。另外,在三种杀虫剂胁迫下,桃蚜通过提高扩散能力,增强营养代谢功能等实现生理解毒,使部分昆虫个体保存下来。通过功能注释发现,所有处理组与对照组相比,均存在细胞色素P450家族基因表达量上调,表明三种杀虫剂解毒代谢与P450s关系密切。
夏玮彤[9]（2019）在《仲丁威对映体立体选择性生物效应和降解研究》文中提出手性在自然界中普遍存在。手性化合物具有相同的原子组成、物理性质和化学性质,但是其生物活性、毒性、环境行为等可能存在显着差异。仅从外消旋水平对手性农药进行评价显然不够准确。仲丁威是一种氨基甲酸酯类手性杀虫剂,用于田间防治褐飞虱、防治卫生害虫,至今尚无仲丁威对映体在环境中的选择性研究。本论文系统的探究了仲丁威对映体的选择性行为,为系统准确的评估其环境风险提供可靠数据。本文的主要研究结果如下:（1）以乙腈和0.1%甲酸水（60:40,v/v）,柱温20℃,流速0.3 mL/min,在大赛璐IG-3（粒径3 μm,ID 250 × 4.6 mm）手性色谱柱分离仲丁威对映体。比较仲丁威的实测圆二色谱图以及计算圆二色谱图确定了仲丁威对映体的绝对构型,同时测定两个对映体的比旋光度。最终确定从大赛璐IG-3手性色谱柱第一个被洗脱出来的对映体为R-（+）-仲丁威,第二个则为S-（-）-仲丁威。（2）建立了一个可靠灵敏的仲丁威对映体在蔬菜以及环境样品中的检测分析方法,能够满足仲丁威在蔬菜和环境样品的残留检测要求。仲丁威对映体在0.5～50 mg/L的范围内呈现良好的线性（R2>0.996）,仲丁威对映体在这四种基质中的平均回收率为 81.4～102.2%之间,日内 RSDs（n=5）在 1.8～6.6%之间,日间 RSDs（n=15）为 3.0～5.7%之间,LOD 在 0.05～0.16 μg/kg 之间,LOQ 在 0.16～0.40 μg/kg 之间。（3）从对映体水平对仲丁威对映体进行三种靶标生物的杀虫活性以及酶抑制活性研究。室内测定结果与乙酰胆碱酯酶抑制活性结果相似,R-（+）-仲丁威是高效体,S-（-）-仲丁威是低效体。R-体对褐飞虱和淡色库蚊的活性是S-体的2.7-3.0倍;仲丁威的S-体对家蝇几乎没有杀虫活性,S-仲丁威对苍蝇头部的乙酰胆碱酯酶几乎没有抑制活性;至于仲丁威外消旋与两个对映体对淡色库蚊幼虫粗酶和褐飞虱粗酶的乙酰胆碱酯酶的抑制活性,R-体的活性是S-体的3.0-3.2倍。（4）从对映体水平对仲丁威的三种非靶标生物蛋白核小球藻、斑马鱼胚胎和HepG2细胞进行急性毒性研究,S-体的毒性是R-体的1.3～1.7倍。（5）研究了仲丁威对映体在田间条件下的黄瓜和不同土壤室内孵育试验的选择性降解。发现R-仲丁威在黄瓜上优先降解,S-仲丁威富集,R体的降解速度是S体的1.6倍。而在室内三种土壤孵育实验中,均未发现仲丁威的选择性降解。其中,有氧条件下仲丁威对映体的降解速度比渍水土壤中的速度快,说明好氧微生物在仲丁威对映体的土壤降解中起主要作用。仲丁威对映体在吉林土壤中的降解速度最快,江苏土壤次之,最后是江西土壤,其降解速度可能与土壤中有机碳和氮含量有关。在单一对映体江苏土壤孵育试验中,两个对映体的降解速度几乎相同,且没有对映体之间的转化。（6）建立了仲丁威对映体在大鼠肝微粒体中的分析方法,仲丁威对映体在大鼠肝微粒体中的回收率在97.2～99.3%之间,RSDs在1.0～1.8%之间。同时研究了仲丁威在肝微粒体中的选择性降解。仲丁威在肝微粒体的孵育体系中,R体和S体的降解速率相近,且仲丁威两个对映体之间不存在选择性差异,没有对映体之间的相互转化。
吴萍[10]（2017）在《三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的环境行为研究》文中研究指明甲氧基丙烯酸酯类（strobilurins）杀菌剂是一类具有独特作用方式、环境友好性、显着增产和增效作用的杀菌剂品种,是继三唑类和苯并咪唑类杀菌剂之后的又一类农用杀菌剂。随着甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的市场份额逐步增长,该类杀菌剂的环境风险不容忽视。本文以嘧菌酯、醚菌酯和氰烯菌酯为研究对象,系统地研究了它们在水体、土壤、水-沉积物系统中的降解和迁移转化规律,研究了氰烯菌酯对水生生物嗜热四膜虫的毒性效应,为评价甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的使用安全性提供了科学参考数据。本论文研究了醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯的水解作用。结果表明,三种农药的水解速率为:醚菌酯>嘧菌酯>氰烯菌酯,其中醚菌酯水解较快,嘧菌酯和氰烯菌酯较难水解。碱性条件下有利于该类杀菌剂的水解,水解速率随温度升高而加快。中性条件下,氰烯菌酯平均活化熵为-256.29 J.mol-1·K-1,水解反应活化熵随温度升高而增加,表现出显着的相关性。采用人工氙灯作为光源,研究了三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水中的光解作用。水中醚菌酯和嘧菌酯光解半衰期分别为1.04 h和1.76 h,均属易光解农药;氰烯菌酯在水中光解半衰期为17.8 h,较难光解。氰烯菌酯光解速率和溶剂的极性无关,甲醇对氰烯菌酯的光解主要起促进作用,丙酮对氰烯菌酯则表现出光猝灭作用。腐殖酸对氰烯菌酯的光解起猝灭效应,光猝灭率与腐殖酸的浓度呈正相关。双氧水对氰烯菌酯光解起敏化效应,氰烯菌酯光解速度与双氧水浓度呈正相关性,当浓度为8.0 minol·L-1时,光解速率是氰烯菌酯单独光解的1.31倍。采用超高效液相-串联四级杆飞行时间质谱（UPLC/Q-TOF-MS/MS）技术,鉴定了三种农药水中的主要降解产物,推断出醚菌酯降解产物主要有KP1和KP2,嘧菌酯主要有6种水解产物和12种光解产物,氰烯菌酯降解产物主要有AP1、AP2和AP3。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂水中及水中光照条件下的降解主要是脱烷基、醚键断裂、羟基化和水解反应。在室内模拟条件下,研究了三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在江西红壤、东北黑土和太湖水稻土中的降解特性。研究结果表明,三种农药在土壤表面均较难光解,其光解速率顺序为:醚菌酯>嘧菌酯>氰烯菌酯。三种农药在汞灯条件下的降解速率远快于氙灯条件下,在水中光解远快于土壤表面光解。可见,光照强度和光解介质直接影响农药的光解速率。醚菌酯在不同土壤中的降解速率顺序为江西红壤>太湖水稻土>东北黑土,嘧菌酯为太湖水稻土>东北黑土>江西红壤,氰烯菌酯为东北黑土>太湖水稻土>江西红壤。醚菌酯在三种供试土壤中降解均较快,水解可能是其主要降解途径。嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤中的降解主要受土壤理化性质影响,有机质含量高、偏碱性的东北黑土和太湖水稻土更有利于其降解。对江西红壤中三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的降解产物进行超高效液相-串联四级杆飞行时间质谱鉴定,鉴定醚菌酯土壤降解产物有6种,嘧菌酯有AP3、AP4和AP7等4种,氛烯菌酯有7种,三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中降解主要发生脱烷基、水解和氧化等反应。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水-沉积物系统中降解半衰期均小于1个月,属于易降解农药。三种农药在厌氧水-沉积物系统中降解快于好氧条件下,这与其在土壤中的降解规律一致。此外,沉积物中有机质含量越高,越有利于该类农药的降解。采用振荡平衡法和土壤薄层层析法对三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的吸附/解吸和迁移行为进行了研究。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中吸附能力较差,其吸附强弱顺序均为东北黑土>太湖水稻土>江西红壤。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的吸附性与土壤有机质含量和CEC呈显着正相关。根据McCall分类法,三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在不同土壤中吸附自由能变化均小于40 kJ·mol-1,属物理吸附。三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在东北黑土和太湖水稻土中的GUS值均小于1.8,不易淋溶;在江西红壤中,嘧菌酯GUS值大于2.8,属于易于淋溶性农药,氰烯菌酯GUS值为2.63,属于中等淋溶性农药。土壤薄层试验结果表明,醚菌酯在土壤中迁移性较差,嘧菌酯和氰烯菌酯在三种土壤中均属不移动级。吸附在东北黑土和太湖水稻土中的三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂较难解吸,在江西红壤中相对较易解吸,这与它们的吸附特性一致。总体上,三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的迁移性较弱。醚菌酯在土壤中的半衰期极短,不易对地下水造成污染,嘧菌酯和氰烯菌酯在环境中具有较强的稳定性,可能长期持留在土壤中。以嗜热四膜虫作为评估氰烯菌酯毒性作用的模型生物,通过电子显微镜成像和基因测序技术,对氰烯菌酯作用嗜热四膜虫的生长进行分析,以及对嗜热四膜虫转录组进行了大规模测序,探讨了氰烯菌酯的毒性分子作用机制。四膜虫在低浓度0.25、2.5和25 μM氰烯菌酯5天暴露浓度后,其生物量、体长、体宽和纤毛数均与对照组无明显变化。25 μM氰烯菌酯处理后的四膜虫共有1571个差异基因,且显着富集于87个GO term上,涉及生物代谢、生物调节、细胞组分合成、分解代谢等过程,氰烯菌酯对四膜虫的毒性影响可能主要与抑制四膜虫功能蛋白的合成、活性及含氮化合物的转化合成有关。暴露于氰烯菌酯中的四膜虫基因表达发生了显着的差异,主要体现在遗传信息调控和代谢途径等方面,同时,ABC-2转运家族蛋白基因的上调表明四膜虫可能通过上调外排泵来增加对氰烯菌酯的外排作用从而降低氰烯菌酯对自身的伤害。
二、涕灭威对大鼠致畸作用研究（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、涕灭威对大鼠致畸作用研究（论文提纲范文）
（1）灭多威的污染现状及其对水生生物的毒性效应研究进展（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 灭多威污染现状 |
| 1.1 灭多威在水环境中的污染 |
| 1.2 灭多威在土壤中的污染 |
| 1.3 灭多威对蔬果污染 |
| 2 灭多威毒性效应 |
| 2.1 对水生生物遗传毒性效应 |
| 2.2 生殖毒性 |
| 2.3 酶活性 |
| 2.4 其他 |
| 3 展望 |
（2）典型环境污染物对大型溞游泳行为的毒性效应和机制探究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究问题的由来 |
| 1.2 典型污染物的污染现状和毒性测试 |
| 1.2.1 阻燃剂 |
| 1.2.2 杀/抑菌剂 |
| 1.2.3 杀虫剂 |
| 1.2.4 除草剂 |
| 1.2.5 重金属 |
| 1.2.6 水环境污染物的生物毒性测试 |
| 1.2.6.1 急性毒性测试 |
| 1.2.6.2 慢性毒性测试 |
| 1.3 水生生物行为毒理学的发展和优势 |
| 1.3.1 行为毒理学研究进展 |
| 1.3.1.1 行为测试方法和研究内容概述 |
| 1.3.1.2 神经行为毒理学的研究 |
| 1.3.2 行为毒理学的优势 |
| 1.4 大型溞在毒理学研究中的应用 |
| 1.4.1 大型溞的生理特征 |
| 1.4.2 大型溞作为模式生物的优势 |
| 1.4.3 大型溞在毒理学研究中的应用 |
| 1.4.3.1 急性毒性测试 |
| 1.4.3.2 慢性毒性测试 |
| 1.4.3.3 大型溞的行为毒理学研究 |
| 1.5 选题目的及意义 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 大型溞游泳行为测试方法的建立 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 主要耗材和仪器 |
| 2.2.2 小球藻的培养及收集 |
| 2.2.3 大型溞的培养及保种 |
| 2.2.4 大型溞行为测试程序的设定和条件的筛选 |
| 2.2.5 大型溞行为参数的选择及其基线的建立 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 大型溞行为测试的孔板筛选结果 |
| 2.3.2 大型溞行为测试的参数及其基线 |
| 2.4 讨论 |
| 第三章 重金属盐和阻燃剂对大型溞游泳行为的毒性效应 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 标准品溶液的配制 |
| 3.2.3 大型溞的急性毒性测试 |
| 3.2.4 大型溞的行为测试 |
| 3.2.5 大型溞基因表达的测定 |
| 3.2.5.1 总RNA提取 |
| 3.2.5.2 反转录 |
| 3.2.5.3 引物设计 |
| 3.2.5.4 实时荧光定量PCR(qRT-PCR) |
| 3.2.6 数据处理与分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 重金属和阻燃剂的急性预实验结果 |
| 3.3.1.1 重金属盐急性毒性结果 |
| 3.3.1.2 阻燃剂急性毒性结果 |
| 3.3.2 重金属和阻燃剂对行为的毒性效应 |
| 3.3.3 重金属和阻燃剂对大型溞基因表达的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 杀虫剂和杀菌剂对大型溞游泳行为的毒性效应 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 标准品溶液的配制 |
| 4.2.3 大型溞的急性毒性测试 |
| 4.2.4 大型溞的行为测试 |
| 4.2.5 大型溞基因表达的测定 |
| 4.2.6 数据处理与分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 杀虫剂和杀菌剂的急性预实验结果 |
| 4.3.1.1 杀虫剂急性毒性结果 |
| 4.3.1.2 杀菌剂急性毒性结果 |
| 4.3.2 杀虫剂和杀菌剂对行为的毒性效应 |
| 4.3.3 杀虫剂和杀菌剂对大型溞基因表达的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 氟虫腈和氯虫苯甲酰胺对大型溞游泳行为的毒性效应和机制探究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验试剂 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.2.3 CAP和FIP的暴露实验 |
| 5.2.4 大型溞的行为测试 |
| 5.2.5 大型溞神经递质水平的测定 |
| 5.2.5.1 标准品储备液的制备 |
| 5.2.5.2 UPLC-MS/MS分析参数 |
| 5.2.5.3 标准曲线的绘制 |
| 5.2.5.4 样品前处理方法 |
| 5.2.6 大型溞基因表达的测定 |
| 5.2.7 数据处理与分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 CAP和FIP急性毒性结果 |
| 5.3.2 CAP和FIP对大型溞生长发育的影响 |
| 5.3.3 CAP和FIP对大型溞游泳行为的影响 |
| 5.3.3.1 CAP暴露对大型溞游泳行为的剂量和时间效应 |
| 5.3.3.2 FIP暴露对大型溞游泳行为的剂量和时间效应 |
| 5.3.4 CAP和FIP对大型溞神经递质水平的影响 |
| 5.3.5 大型溞行为参数与神经递质的相关性分析 |
| 5.3.6 CAP和FIP对大型溞神经递质及受体基因表达的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 CAP的行为毒性效应和机制 |
| 5.4.2 FIP的行为毒性效应和机制 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 全文总结与展望 |
| 6.1 全文总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录1 典型污染物对大型溞游泳行为的毒性效应 |
| 附录2 在校期间发表论文,获奖及参会情况 |
| 致谢 |
（3）药用植物多农残重金属的大样本检测及综合风险评估（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩略表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1. 药用植物外源性有害残留物污染情况 |
| 1.1 农残及重金属超标问题普遍 |
| 1.2 农残及重金属主要类型及危害 |
| 1.3 农残及重金属产生途径 |
| 2. 药用植物农残及重金属的检测方法 |
| 2.1 农残前处理方法 |
| 2.2 农残检测方法 |
| 2.3 重金属前处理方法 |
| 2.4 重金属检测方法 |
| 3. 农残及重金属的标准与风险评估 |
| 3.1 外源性有害残留物的限量标准 |
| 3.2 药用植物外源性有害残留物风险评估总则 |
| 3.3 农残及重金属的暴露评估 |
| 参考文献 |
| 前言 |
| 1.选题背景 |
| 2.研究内容 |
| 3. 技术路线图 |
| 第二章 药用植物的多农药残留检测 |
| 1. 实验材料 |
| 2. 实验方法 |
| 2.1 样品前处理 |
| 2.2 UPLC-MS/MS条件 |
| 2.3 APGC-MS/MS条件 |
| 3. 数据分析 |
| 3.1 检出率的计算 |
| 3.2 超标率的计算 |
| 3.3 农残相关参数来源 |
| 4. 结果与分析 |
| 4.1 药用植物中农残的检出率 |
| 4.2 药用植物中禁用农药检出率 |
| 4.3 药用植物中农残的超标率 |
| 第三章 药用植物多残留农药的综合风险评估 |
| 1. 数据分析方法 |
| 1.1 膳食风险评估 |
| 1.2 风险安全序数 |
| 1.3 健康影响评估 |
| 2. 结果与分析 |
| 2.1 膳食风险评估 |
| 2.2 风险安全序数 |
| 2.3 健康影响评估 |
| 3. 讨论 |
| 第四章 药用植物的重金属检测 |
| 1. 实验材料 |
| 1.1 样品采集 |
| 1.2 对照品储备液的制备 |
| 1.3 对照品标准曲线的制备 |
| 1.4 内标溶液的制备 |
| 2. 实验方法 |
| 2.1 样品前处理 |
| 2.2 仪器与试剂 |
| 2.3 仪器条件 |
| 2.4 方法学指标 |
| 3. 数据分析 |
| 3.1 重金属的检出率 |
| 3.2 重金属的超标率 |
| 4. 结果与分析 |
| 4.1 重金属的检出率 |
| 4.2 重金属的超标率 |
| 第五章 药用植物重金属的综合风险评估 |
| 1. 数据分析 |
| 1.1 膳食风险评估 |
| 1.2 非癌症风险评估 |
| 1.3 癌症风险评估 |
| 2. 结果与分析 |
| 2.1 膳食风险评估 |
| 2.2 非癌症风险评估 |
| 2.3 癌症风险评估 |
| 3. 讨论 |
| 总结与展望 |
| 1. 结论 |
| 2. 创新性 |
| 3. 展望 |
| 参考文献 |
| 后记 |
| 研究生期间成果 |
| 附录 |
| 表S1 药用植物中常检出农残的国际标准 |
| 表S2.1 LC-MS/MS检测的1000批次药用植物样本清单 |
| 表S2.2 GC-MS/MS检测的771批次药用植物样本清单 |
| 表S3.1 136种农残及其相关参数列表 |
| 表S3.2 LC-MS/MS检测的98种标准曲线及R~2 |
| 表S3.3 GC-MS/MS检测的44种标准曲线及R~2 |
| 表S3.4 LC-MS/MS检测的98种农残的保留时间及离子对 |
| 表S3.5 GC-MS/MS检测的44种农残的保留时间及离子对 |
| 表S4 136种农残的检出率及超标率 |
| 表S5 药用植物中检出农药个数、禁用农药个数及超标农药个数 |
| 表S6 1773批次药用植物重金属检测清单及检测结果 |
| 表S7.1 ICP-MS测定薄荷药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.2 ICP-MS测定穿心莲药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.3 ICP-MS测定大青叶药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.4 ICP-MS测定枸杞药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.5 ICP-MS测定广金钱草药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.6 ICP-MS测定红花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.7 ICP-MS测定金银花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.8 ICP-MS测定菊花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.9 ICP-MS测定款冬花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.10 ICP-MS测定连翘药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.11 ICP-MS测定木瓜药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.12 ICP-MS测定女贞子药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.13 ICP-MS测定蒲公英药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.14 ICP-MS测定山银花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.15 ICP-MS测定山茱萸药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.16 ICP-MS测定酸枣仁药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.17 ICP-MS测定吴茱萸药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.18 ICP-MS测定五味子药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.19 ICP-MS测定鱼腥草药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.20 ICP-MS测定栀子药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.21 ICP-MS测定枳壳药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.22 ICP-MS测定紫苏叶药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.23 ICP-MS测定车前草药材中5种元素方法学验证 |
| 图S1.1 五种药用部位中五种重金属的主成分分析(PCA) |
| 图S1.2 32个产区中五种重金属的主成分分析(PCA) |
| 图S2 五种药用部位中五种重金属的SPEARMAN相关性分析 |
| 图S3 五种药用部分五种重金属的相似性分析(ANOSIM) |
| 图9、10、11的图注 |
| 中医药科技查新报告书 |
（4）质谱法检测禽肉中利巴韦林和金刚烷胺的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.1.1 常见抗病毒药物 |
| 1.1.2 抗病毒药物在畜禽养殖中使用产生的问题 |
| 1.2 利巴韦林和金刚烷胺概述 |
| 1.2.1 利巴韦林 |
| 1.2.2 金刚烷胺 |
| 1.3 液相色谱-串联质谱法概述 |
| 1.3.1 液相色谱法概述 |
| 1.3.2 高效液相色谱法概述 |
| 1.3.3 液相色谱-串联质谱法概述 |
| 1.4 课题研究内容和意义 |
| 第二章 鸡组织中利巴韦林和金刚烷胺残留消除规律的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 溶液的配制 |
| 2.2.3 试验动物给药方案 |
| 2.2.4 样品采集与保存 |
| 2.2.5 色谱条件 |
| 2.2.6 质谱条件 |
| 2.2.7 样品处理 |
| 2.2.8 检测方法的考察 |
| 2.2.9 鸡组织中利巴韦林和金刚烷胺残留量的测定 |
| 2.2.10 数据分析处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 离子色谱图 |
| 2.3.2 母离子与子离子的确定 |
| 2.3.3 样品的确证 |
| 2.3.4 检测方法参数的验证 |
| 2.3.5 鸡组织中利巴韦林和金刚烷胺残留量测定结果 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 金刚烷胺在鸡组织中的残留消除规律 |
| 2.4.2 利巴韦林在鸡组织中的残留消除规律 |
| 2.4.3 .结论 |
| 第三章 高分辨质谱查找利巴韦林和金刚烷胺代谢物 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 利巴韦林和金刚烷胺药代动力学 |
| 3.2.1 利巴韦林 |
| 3.2.2 金刚烷胺 |
| 3.3 实验部分 |
| 3.3.1 仪器与试剂 |
| 3.3.2 标准溶液配制 |
| 3.3.3 样品净化 |
| 3.3.4 色谱条件 |
| 3.3.5 质谱条件 |
| 3.3.6 数据处理 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 提取条件的优化 |
| 3.4.2 色谱条件的选择 |
| 3.4.3 质谱条件的选择 |
| 3.4.4 标准品扫描分析 |
| 3.4.5 样品扫描分析 |
| 第四章 总结与展望 |
| 4.1 总结 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 齐鲁工业大学2021年上半年毕业研究生科研情况汇总表 |
（5）典型双酚类化合物在鸡蛋和蛋鸡体内代谢转化规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境内分泌干扰物(EDCs)概述 |
| 1.1.1 EDCs定义 |
| 1.1.2 EDCs类别 |
| 1.1.3 EDCs暴露 |
| 1.1.4 EDCs危害 |
| 1.1.5 EDCs作用机制 |
| 1.2 双酚类EDCs概述 |
| 1.2.1 双酚类EDCs相关法律法规规定 |
| 1.2.2 双酚类EDCs理化性质 |
| 1.2.3 双酚类EDCs暴露 |
| 1.2.4 双酚类EDCs毒性作用 |
| 1.2.5 双酚类EDCs检测技术 |
| 1.2.6 双酚类EDCs代谢 |
| 1.3 本论文研究内容 |
| 1.3.1 研究背景及意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第二章 饲料及畜产品中双酚类化合物检测方法建立及暴露评估 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.1.3 统计分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 基质添加标准曲线 |
| 2.2.2 方法的检出限(LODs)和定量限(LOQs) |
| 2.2.3 方法的选择性 |
| 2.2.4 准确度、精密度和重现性 |
| 2.2.5 实际样品测定 |
| 2.2.6 人体通过动物源性食品摄入双酚类EDCs暴露评估 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 质谱条件优化 |
| 2.3.2 色谱条件优化 |
| 2.3.3 直接提取法条件优化 |
| 2.3.4 超声探针辅助酶解(EPS)条件优化 |
| 2.3.5 双酚类EDCs检测结果比较 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 典型双酚类化合物BPF在鸡蛋和蛋鸡体内迁移转化规律研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 蛋鸡暴露试验方法 |
| 3.1.2 样品测定 |
| 3.1.3 统计分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 饲料和饲料原料中常规营养成分及BPF本底测定结果 |
| 3.2.2 混合均匀度测定 |
| 3.2.3 BPF暴露对蛋鸡生产性能的影响 |
| 3.2.4 BPF在鸡蛋中的分布规律 |
| 3.2.5 BPF在蛋鸡血液中的代谢规律 |
| 3.2.6 BPF在蛋鸡肝脏中的代谢规律 |
| 3.2.7 BPF在蛋鸡肌肉中的代谢规律 |
| 3.2.8 Carry-over和Transfer factor |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 结合态BPF占总BPF的比例 |
| 3.3.2 BPF对蛋鸡生产性能的影响及其内分泌干扰作用机制 |
| 3.3.3 Carry-over rates和transfer factors |
| 3.4 小结 |
| 第四章 典型双酚类化合物BPF在蛋鸡体内外代谢比较研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.1.3 UPLC-HRMS测定 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 鸡肝微粒体蛋白浓度测定结果 |
| 4.2.2 鸡肝微粒体细胞色素P450酶活力测定结果 |
| 4.2.3 UPLC-HRMS质量控制 |
| 4.2.4 BPF裂解途径解析 |
| 4.2.5 BPF在鸡肝微粒体中的I相代谢产物 |
| 4.2.6 BPF在蛋鸡体内的II相代谢产物 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 药物体内外代谢研究方法 |
| 4.3.2 UPLC-HRMS非靶向筛查技术 |
| 4.3.3 样品前处理和仪器条件优化 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 研究总结 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（6）影响农药产品使用价值和寿命的因素分析（论文提纲范文）
| 1 原药(化合物)和制剂的理化性质 |
| 2 原药和制剂中的杂质和相关杂质 |
| 3 加工助剂的选择 |
| 4 选择合适的农药剂型 |
| 5 毒性(毒害)及内分泌干扰作用[7,8] |
| 6 环境归宿(代谢/降解/残留和持久性) |
| 7 农药的生态毒性(保护蜜蜂)[9-11] |
| 8 药效、药害、作用方式和作用机理、作用谱和选择性 |
| 9 抗性发展趋势和预防措施[12,13] |
| 1 0 农药登记审批标准[14-16] |
| 1 0.1 欧盟原药审批标准(Regulation (EC) No1 1 0 7/2009) |
| 1 0.2 欧盟制剂审批标准(Regulation (EC) No1 1 0 7/2009) |
| 1 1 农药被淘汰的标准 |
| 1 1.1 2016年欧盟农药黑名单[17] |
| 1 1.2 欧盟农药替代标准 |
（7）新型非酶传感器的构建及其对农作物产品中农药残留与活性物质分析研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 常用缩略语简表 |
| 第1章 前言 |
| 1.1 农药残留概述 |
| 1.1.1 农药残留的形成及其危害 |
| 1.1.2 农药的主要类型及其应用 |
| 1.1.3 农药残留检测方法简述 |
| 1.1.4 安全评价标准及检测技术的发展趋势 |
| 1.2 农产品中的活性物质简述 |
| 1.3 传感器在农产品质量检测领域的研究进展 |
| 1.3.1 酶基传感器的检测应用及其特点 |
| 1.3.2 非酶型传感器的检测应用及其特点 |
| 1.4 纳米材料常用的表征方法 |
| 1.4.1 X射线光电子能谱 |
| 1.4.2 扫描电镜(SEM) |
| 1.4.3 比表面积测试法 |
| 1.4.4 拉曼光谱分析法 |
| 1.4.5 能量色散X射线光谱 |
| 1.5 本项研究的选题与主要内容 |
| 1.5.1 选题背景 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 第2章 基于Nafion膜的非酶传感器用于异丙隆的检测 |
| 2.1 引言 |
| 2.1.1 ISO检测意义及其检测方法 |
| 2.1.2 修饰电极的构建设想 |
| 2.1.3 Nafion性质简介 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.3 Nafion修饰电极的制备与表征 |
| 2.3.1 Nafion修饰电极的制备 |
| 2.3.2 Nafion修饰电极表征及其电导特征 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 Nafion修饰电极上的电化学行为 |
| 2.4.2 溶液pH参数优化 |
| 2.4.3 动力学分析 |
| 2.4.4 催化机理分析 |
| 2.4.5 ISO定量检测 |
| 2.4.6 重复性、再现性和稳定性 |
| 2.4.7 抗干扰性能 |
| 2.4.8 实际样品检测 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 基于MoS_2 QDs@MWCNTs的传感器用于多菌灵的检测 |
| 3.1 引言 |
| 3.1.1 多菌灵的致病风险 |
| 3.1.2 检测方法设计 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 复合修饰电极的制备 |
| 3.2.4 实际样品的制备 |
| 3.2.5 电化学测量方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 电化学阻抗测定 |
| 3.3.2 电化学表征 |
| 3.3.3 CBZ在MoS_2 QDs@MWCNTs/GCE上的电化学行为 |
| 3.3.4 不同材料的X射线光电子能谱(XPS)特征 |
| 3.3.5 不同修饰材料的HR-TEM和Raman光谱分析 |
| 3.3.6 溶液pH参数优化 |
| 3.3.7 方波伏安法检测CBZ |
| 3.3.8 选择性 |
| 3.3.9 实际样品检测 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 基于GO/β-CD/CNTs的非酶传感器用于2,6-二氯酚的检测 |
| 4.1 引言 |
| 4.1.1 2,6-二氯酚危害及检测意义 |
| 4.1.2 复合电极材料的选择 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 GO/β-CD/CNTs复合修饰电极的制备 |
| 4.2.4 电化学检测方法 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 2,6-DCP在修饰电极上的电化学行为 |
| 4.3.2 检测参数优化及动力学分析 |
| 4.3.3 SWV法检2,6-DCP |
| 4.3.4 重现性与稳定性 |
| 4.3.5 实际样品检测 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 基于Ce-TiO_2/CNTs的非酶传感器用于咖啡酸的检测 |
| 5.1 引言 |
| 5.1.1 咖啡酸及其生物活性 |
| 5.1.2 Ce-TiO_2/CNTs复合材料 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验试剂 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.3 Ce-TiO_2/CNTs复合电极制备 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 电化学表征 |
| 5.4.2 CA在修饰电极上的电化学反应机理分析 |
| 5.4.3 溶液pH及富集时间参数优化 |
| 5.4.4 动力学分析 |
| 5.4.5 CA电化学检测 |
| 5.4.6 重现性、稳定性和选择性 |
| 5.4.7 实际样品检测 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与工作展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 工作展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间的科研课题与成果 |
| 致谢 |
（8）桃蚜对三种新烟碱类杀虫剂亚致死浓度胁迫的响应及机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 桃蚜的概述 |
| 1.2 亚致死效应 |
| 1.3 杀虫剂影响下昆虫的营养学因素 |
| 1.4 杀虫剂影响下昆虫的转录组学研究 |
| 1.5 三种新烟碱类杀虫剂的概况 |
| 1.6 目的意义及主要内容 |
| 第二章 三种杀虫剂对桃蚜相对毒力的测定 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 三种杀虫剂对桃蚜亚致死效应研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 桃蚜扩散行为对三种杀虫剂亚致死浓度胁迫的响应 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 桃蚜主要酶系对三种杀虫剂亚致死浓度胁迫的响应 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 桃蚜体内营养物质对三种杀虫剂亚致死浓度胁迫的响应 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 三种杀虫剂亚致死浓度诱导后桃蚜相关基因的转录组学研究 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.3 结论与讨论 |
| 第八章 全文总结 |
| 8.1 三种杀虫剂亚致死浓度对桃蚜生物学及生态学特性的影响 |
| 8.2 三种杀虫剂亚致死浓度对桃蚜扩散行为及营养代谢的影响 |
| 8.3 三种杀虫剂亚致死浓度诱导后桃蚜相关基因的转录组学研究 |
| 参考文献 |
| 附录 GC-MS 法检测到的桃蚜体内营养物质 |
| 致谢 |
（9）仲丁威对映体立体选择性生物效应和降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1 手性和手性农药简介 |
| 2 手性化合物拆分的研究进展 |
| 2.1 结晶法 |
| 2.2 生物酶法 |
| 2.3 色谱法 |
| 3 手性农药立体选择性活性研究 |
| 4 手性农药立体选择性毒性研究 |
| 5 手性农药立体选择性环境行为的研究进展 |
| 5.1 手性农药异构体立体选择性评价指标 |
| 5.2 手性农药在土壤中环境行为的研究 |
| 5.3 手性农药在水中环境行为的研究 |
| 5.4 手性农药在作物中选择性降解研究 |
| 5.5 手性农药在动物中选择性行为的研究 |
| 6 氨基甲酸酯类杀虫剂的研究进展 |
| 6.1 氨基甲酸酯类农药简介 |
| 6.2 仲丁威简介 |
| 7 本论文研究的目的和意义 |
| 第二章 仲丁威对映体分析方法研究 |
| 1 试验材料与方法 |
| 1.1 试剂与材料 |
| 1.2 仪器与设备 |
| 1.3 仲丁威对映体分离以及条件优化 |
| 1.4 仲丁威对映体比旋光度与绝对构型的确定 |
| 1.5 样品前处理 |
| 1.6 方法验证 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 仲丁威对映体分离条件的优化 |
| 2.2 仲丁威对映体比旋光度和绝对构型的确定 |
| 2.3 线性关系与基质效应 |
| 2.4 准确度和精密度 |
| 3 本章小结 |
| 第三章 仲丁威对映体立体选择性活性研究 |
| 1 试验材料与方法 |
| 1.1 仪器与药剂 |
| 1.2 供试靶标昆虫 |
| 1.3 生物活性测定 |
| 1.4 乙酰胆碱酯酶抑制活性的测定 |
| 1.5 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 仲丁威对映体对靶标生物的活性差异 |
| 2.2 乙酰胆碱酯酶的蛋白浓度 |
| 2.3 仲丁威对映体对靶标酶的活性差异结果 |
| 3 本章小结 |
| 第四章 仲丁威对映体立体选择性急性毒性研究 |
| 1 试验材料与方法 |
| 1.1 试剂与材料 |
| 1.2 供试生物 |
| 1.3 急性毒性测定 |
| 1.4 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 仲丁威对映体的急性毒性差异 |
| 3 本章小结 |
| 第五章 仲丁威对映体在黄瓜和土壤中的立体选择性降解研究 |
| 1 试验材料与方法 |
| 1.1 试剂与材料 |
| 1.2 仪器与设备 |
| 1.3 田间施药试验 |
| 1.4 土壤孵育试验 |
| 1.5 超高效液相色谱串联质谱检测条件 |
| 1.6 样品前处理 |
| 1.7 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 仲丁威对映体在黄瓜中的选择性降解 |
| 2.2 土壤孵育试验 |
| 3 结果与讨论 |
| 第六章 仲丁威对映体在大鼠肝微粒体中的立体选择性代谢研究 |
| 1 试验材料与方法 |
| 1.1 试剂与材料 |
| 1.2 仪器与设备 |
| 1.3 试验动物 |
| 1.4 大鼠肝微粒体的制备和蛋白浓度测定 |
| 1.5 仲丁威对映体体外代谢和酶反应动力学研究 |
| 1.6 样品前处理 |
| 1.7 检测条件 |
| 1.8 方法确证 |
| 1.9 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 方法确证 |
| 2.2 仲丁威对映体在大鼠肝微粒体的立体选择性代谢 |
| 2.3 仲丁威对映体在大鼠肝微粒体的酶反应动力学研究 |
| 3 本章小节 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（10）三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的环境行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究目的和意义 |
| 1.2 国内外研究动态 |
| 1.2.1 复合污染 |
| 1.2.2 农药混用后的环境行为 |
| 1.2.3 农药的环境效应 |
| 1.2.4 原生动物四膜虫在环境毒理学中的应用 |
| 1.3 三种甲氧基丙烯菌酯类杀菌剂研究现状 |
| 1.3.1 醚菌酯 |
| 1.3.2 嘧菌酯 |
| 1.3.3 氰烯菌酯 |
| 第二章 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水中的降解 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 仪器与设备 |
| 2.2.2 试剂 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 缓冲溶液和农药标准溶液配制 |
| 2.3.2 水解实验 |
| 2.3.3 光解实验 |
| 2.3.4 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯的分析方法 |
| 2.3.5 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂水中降解产物分析 |
| 2.3.6 数据处理 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯的水解特性 |
| 2.4.2 pH对醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯水解作用的影响 |
| 2.4.3 温度对醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯水解作用的影响 |
| 2.4.4 氰烯菌酯水解反应的活化能和活化熵 |
| 2.4.5 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在水中的光降解 |
| 2.4.6 氰烯菌酯在有机溶剂中的光降解 |
| 2.4.7 H_2O_2和腐殖酸对氰烯菌酯光降解的影响 |
| 2.4.8 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水中可能的降解途径的分析 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的降解 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料 |
| 3.2.1 仪器与设备 |
| 3.2.2 试剂 |
| 3.2.3 试验土壤 |
| 3.3 试验方法 |
| 3.3.1 土壤表面光降解 |
| 3.3.2 土壤降解试验 |
| 3.3.3 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂土壤降解产物分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤表面的光降解 |
| 3.4.2 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤中的降解 |
| 3.4.3 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中可能的降解途径分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水-沉积物系统中的降解特性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料 |
| 4.2.1 试剂 |
| 4.2.2 水-沉积物系统 |
| 4.2.3 仪器设备 |
| 4.3 试验方法 |
| 4.3.1 好氧试验方法 |
| 4.3.2 厌氧试验方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 醚菌酯在水-沉积物系统中的降解作用 |
| 4.4.2 嘧菌酯在水-沉积物系统中的降解作用 |
| 4.4.3 氰烯菌酯在水-沉积物系统中的降解作用 |
| 4.4.4 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水-沉积物系统中的分布特征 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的迁移 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验材料 |
| 5.2.1 仪器设备 |
| 5.2.2 试剂 |
| 5.2.3 供试土壤 |
| 5.3 试验方法 |
| 5.3.1 预试验 |
| 5.3.2 正式吸附试验 |
| 5.3.3 解吸试验 |
| 5.3.4 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的迁移性 |
| 5.3.5 数据处理 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 水土比选择 |
| 5.4.2 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤中的吸附 |
| 5.4.3 醚菌酯、嘧菌酯和氰烯菌酯在土壤中的解吸特性 |
| 5.4.4 三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在土壤中的迁移 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 氰烯菌酯对嗜热四膜虫的毒性效应 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 试验材料 |
| 6.2.1 仪器设备 |
| 6.2.2 试剂及工具酶 |
| 6.2.3 细胞株 |
| 6.3 试验方法 |
| 6.3.1 标准溶液配制 |
| 6.3.2 四膜虫的培养 |
| 6.3.3 四膜虫氰烯菌酯24h暴露实验 |
| 6.3.4 四膜虫氰烯菌酯5d暴露实验 |
| 6.3.5 毒性效应评价 |
| 6.3.6 毒理机制研究 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 氰氛烯菌酯24h急性暴露 |
| 6.4.2 氰烯菌酯对种群数量的影响 |
| 6.4.3 氰烯菌酯对四膜虫形态的影响 |
| 6.4.4 转录组分析 |
| 6.4.5 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 全文结论 |
| 创新点 |
| 不足之处 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间发表的文章 |
| 致谢 |
四、涕灭威对大鼠致畸作用研究（论文参考文献）
- [1]灭多威的污染现状及其对水生生物的毒性效应研究进展[J]. 陆妍,孟顺龙,陈家长. 中国农学通报, 2021(24)
- [2]典型环境污染物对大型溞游泳行为的毒性效应和机制探究[D]. 袁思亮. 华中农业大学, 2021
- [3]药用植物多农残重金属的大样本检测及综合风险评估[D]. 骆璐. 中国中医科学院, 2021
- [4]质谱法检测禽肉中利巴韦林和金刚烷胺的研究[D]. 李楠. 齐鲁工业大学, 2021(10)
- [5]典型双酚类化合物在鸡蛋和蛋鸡体内代谢转化规律研究[D]. 肖志明. 中国农业科学院, 2021
- [6]影响农药产品使用价值和寿命的因素分析[J]. 申继忠. 世界农药, 2021(01)
- [7]新型非酶传感器的构建及其对农作物产品中农药残留与活性物质分析研究[D]. 龙小艺. 江西农业大学, 2020(07)
- [8]桃蚜对三种新烟碱类杀虫剂亚致死浓度胁迫的响应及机制研究[D]. 王秀梅. 吉林农业大学, 2020(03)
- [9]仲丁威对映体立体选择性生物效应和降解研究[D]. 夏玮彤. 南京农业大学, 2019(08)
- [10]三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂的环境行为研究[D]. 吴萍. 南京农业大学, 2017(07)