一、食品中酞酸酯类污染物的研究概况（论文文献综述）
于春梅[1]（2021）在《基于磁性材料的环境污染物预处理方法研究》文中研究说明现代工业的快速发展,产生了大量污染物,给环境带来极大压力,一些污染物会通过环境接触或食物链等方式对人类健康产生巨大影响,因此,对环境中污染物进行检测和控制十分必要。但是在实际样品的检测过程中,由于基质复杂和目标分析物的浓度较小,直接进样往往检测不到或极大影响仪器的准确性。因此,需要发展新型材料对样品进行仪器检测前的预处理,去除基质影响,富集目标分析物,使得富集过程高效简单。针对环境中存在的污染物,利用磁固相萃取分离方便、省时、高效等特点,本论文设计了新的磁固相萃取材料,对复杂样品中的目标分析物进行富集净化。基于此,本论文主要包括以下三部分工作:（1）制备了一种新型胍盐离子液体[di Pr NH2TMG]Cl（GIL）,利用聚乙烯亚胺作为中间桥梁,通过共价键修饰将得到的胺基功能化胍盐离子液体固定于包覆了二氧化硅的四氧化三铁（Fe3O4@n SiO2）表面,得到Fe3O4@n SiO2-GIL磁性纳米材料。制备的Fe3O4@n SiO2-GIL纳米材料作为磁固相萃取的吸附材料对水中的多环芳烃（PAHs）具有良好的富集效率,最低检测限（LODs）可以达到0.05-0.1 ng?m L-1,加标回收率在80-120%之间,线性相关系数（r2）在0.996以上。本方法与高效液相色谱-紫外检测（HPLC-UV）结合使用,可用于环境水样中污染物如PAHs的有效提取和检测。（2）开发了一种三维（3D）花状的磁性SnS2复合材料Fe3O4@n SiO2-SnS2用于自来水、牛奶和蜂蜜中磺酰胺类抗生素（SAs）的萃取。相比于二维（2D）构型,3D结构的SnS2材料更加稳定,有利于暴露更多活性位点,结合磁性材料的优点使得萃取分离过程简单高效。对磁固相萃取条件进行优化,结果显示,采用制备的Fe3O4@n SiO2-SnS2材料,预处理操作简单便捷,萃取和解吸可以在2 min内达到平衡。结合HPLC-UV,本方法对SAs的LODs可以达到0.025 ng?m L-1,在0.1-200 ng?m L-1线性范围内r2在0.9964以上,在牛奶和蜂蜜等复杂样品中的加标回收率在80-120%之间,说明所制备的Fe3O4@n SiO2-SnS2萃取材料对于SAs的萃取具有很大的潜力。（3）为了增加材料的比表面积,提高萃取效率,在第一部分工作的基础上,我们在Fe3O4@n SiO2的非介孔SiO2表面,继续包覆一层介孔SiO2,利用胺基功能化的GIL、戊二醛和富胺基的碳点之间的反应,进行表面修饰,得到的材料用于酞酸酯增塑剂的富集测定。与非介孔Fe3O4@n SiO2表面直接修饰得到的材料相比,修饰后的Fe3O4@n SiO2@m SiO2介孔材料的比表面积和吸附容量更大,萃取效率更高。
谢婧[2]（2021）在《辣椒及其种植环境中邻苯二甲酸酯类检测新方法研究》文中进行了进一步梳理塑化剂邻苯二甲酸酯类化合物（PAEs）是典型的环境激素,可引起内分泌混乱,增加肥胖、二型糖尿病、心血管疾病,等疾病的患病率。现代农业大量使用塑料地膜、塑料大棚,PAEs是塑料地膜和塑料大棚的原料和主要添加剂;PAEs易从塑料中渗出,污染大气、土壤、水,并迁移、富集到植物性食品中,存在一定食品安全风险。土壤、蔬菜中PAEs检测存在干扰物质多的难点,水中PAEs检测存在浓度非常低的难点。本论文针对这些难点,以辣椒及其种植土壤、水为主要研究对象,建立测定辣椒及其种植土壤、水源中7种PAEs的方法,主要研究内容及结果:（1）采用对目标化合物有极强吸附特性的高纯单壁碳纳米管为前处理吸附材料,自制玻璃固相萃取小柱,结合GC-MS,建立了一种新的快速、准确测定土壤中7种PAEs含量的分析方法。吸附剂用量为0.2g,正己烷是最佳洗脱剂;7种PAEs在0.05～1.00μg/mL浓度范围内,相关系数r均大于0.9992,定量限0.01～0.03mg/kg,加标回收率为90.4%～111.7%,RSD为4.5%～11.2%。制备的高纯单壁碳纳米管玻璃固相萃取小柱经3mL甲苯洗涤后,可重复使用,降低了分析成本。（2）通过共沉淀法合成了一种Fe3O4磁性纳米粒子和多壁碳纳米管组装成磁性多壁碳纳米管（MNP-MWCNTs）,用于富集农田灌溉水中PAEs,并结合GC-MS,建立了农田灌溉水中7种PAEs分析方法。结果表明,MNP-MWCNTs能加快样品的萃取和相分离速度,省去样品过柱净化的操作步骤,节省样品处理时间和实验成本。MNP-MWCNTs用量为20mg,洗脱液为1mL甲苯-丙酮溶液（1+3,v/v）,振荡解吸附时间4min;邻苯二甲酸二甲酯（DMP）、邻苯二甲酸二乙酯（DEP）、邻苯二甲酸二异丁酯（DIBP）、邻苯二甲酸二正丁酯（DBP）、邻苯二甲酸二己酯（BBP）定量限为0.01mg/L,邻苯二甲酸二（2-乙基）己酯（DEHP）、邻苯二甲酸二正辛酯（DNOP）为0.10 mg/L;加标回收率为81.6%～102.7%,RSD为2.5%～8.2%。（3）采用高纯单壁碳纳米管作为分散固相萃取材料,结合GC-MS,建立了一种新的快速、准确测定辣椒中7种PAEs含量的分析方法。纯单壁碳纳米管最佳用量80 mg,最佳的吸附净化时间为6 min;7种PAEs在线性浓度范围0.1～5.0 μg/mL内相关系数均高于 0.9992,DMP、DEP、DIBP、DBP、DEHP 定量限为 0.015mg/kg,BBP、DNOP为0.250mg/kg;加标回收率为82.0%-104.5%,RSD为4.2%-10.4%。（4）从两个基地的土壤、水、辣椒样品中均检测到BBP、DNOP、DEHP,等3种塑化剂。本论文方法准确、快速,可满足土壤、农田灌溉水、辣椒中7种PAEs的检测需要。
周柯东,郑玉,罗梓涵,唐剑泉,刘灿[3]（2021）在《土壤中酞酸酯类污染物的迁移转化及生态毒性研究进展》文中提出酞酸酯（PAEs）又称邻苯二甲酸酯,是一类典型的有机污染物,具有致畸、致癌、致突变"三致"毒性效应和内分泌干扰作用。由于其广泛的应用、大规模的生产以及对生态健康的严重威胁,酞酸酯在各种环境介质中的迁移转化引起了全球范围内的关注。本文主要围绕酞酸酯在各界面的环境行为及生态毒性展开,详述了土壤中酞酸酯在多界面（土壤-大气、土壤-水、土壤-植物）的迁移转化特征及消解机制,总结了酞酸酯对动植物的毒性水平,并对今后的土壤酞酸酯污染研究趋势进行了展望,以期为土壤酞酸酯的风险评估及防控措施提供科学依据,降低土壤酞酸酯污染生态风险。
蒲诗雅[4]（2020）在《邻苯二甲酸酯对斑马鱼生长发育及糖代谢的毒性效应研究》文中进行了进一步梳理邻苯二甲酸酯类（Phthalate Esters,PAEs）化合物是塑化剂中最常见的一种,这种高分子材料助剂添加到聚合物材料中可以增加塑料的可塑性和强度等。因此PAEs被广泛应用在儿童玩具、食品包装材料、医疗器具、室内装潢材料、农业用塑料和个人护理用品中。这种塑化剂具有类雌激素效应,过度接触会导致人体内分泌、生殖和神经系统功能障碍进而对人体健康产生危害。目前其已成为全球性环境污染物之一。本论文中,我们研究了六种在我国污染较为严重的PAEs,包括邻苯二甲酸二（2-乙基己基）酯（DEHP）、邻苯二甲酸二辛酯（DNOP）、邻苯二甲酸二甲酯（DMP）、邻苯二甲酸二乙酯（DEP）、邻苯二甲酸二丁酯（DBP）、和邻苯二甲酸苄酯（BBP）对斑马鱼胚胎的生长发育毒性和糖代谢通路的毒性效应。首先,对斑马鱼胚胎进行6种PAEs急性毒理暴露实验,观察并记录斑马鱼胚胎各个发育阶段的生长发育指标和对胚胎的毒性效应。其次,利用阿利新蓝-茜素红软骨-骨骼无酸双染色法检测PAEs暴露后斑马鱼幼鱼骨骼发育情况,并用实时荧光定量聚合酶链式反应（Real-time polymerase chain reaction,qRT-PCR）对其软骨及骨骼发育的关键基因进行验证。另外,我们成功筛选并繁育出mc3r-/-斑马鱼纯合子,并利用mc3r-/-、mc4r-/和野生型斑马鱼进行PAEs对鱼类糖代谢毒性效应的研究。本文研究的主要结论如下:（1）6种PAEs均可引起斑马鱼幼鱼发育异常,包括胚胎死亡、抑制24 hpf自主运动、影响72 hpf心率及发育畸形等。其中,DBP、BBP和DEP具有显着的浓度梯度致死效应。DNOP、DEHP和DMP在环境浓度下对斑马鱼幼鱼发育影响不大。小剂量的DBP和BBP能影响斑马鱼的骨骼发育,而DEHP和DNOP对斑马鱼幼鱼发育形态的影响较小。DBP和BBP暴露后,斑马鱼骨骼相关基因gpc4a和runx2b基因表达均受到抑制。（2）mc3r和mc4r基因敲除纯系鱼本身不患有2型糖尿病（T2DM）。通过高浓度葡萄糖暴露实验并结合qRT-PCR检测糖代谢相关基因,证明了mc3r-/-、mc4r-/-斑马鱼可以作为糖代谢高敏型动物模型用于水体环境监测,且mc4r-/-斑马鱼较之于mc3r-/-斑马鱼对干扰生物体糖代谢的环境污染物灵敏度更高。（3）高浓度PAEs暴露AB野生型斑马鱼幼鱼后,对水生生物斑马鱼的糖代谢稳态造成了影响,且DBP、DEHP引起糖代谢紊乱的风险最高。200 mg/L DEHP和0.05 mg/L DBP暴露不能直接诱发斑马鱼幼鱼出现T2DM症状,但糖代谢高敏模型mc4r-/-斑马鱼经DEHP和DBP暴露后呈现出T2DM症状,说明DEHP、DBP具有增加患T2DM的风险。综上所述,PAEs暴露可导致斑马鱼生长发育异常,并增加其患2型糖尿病的风险。
古秀萍[5]（2020）在《新兴有机污染物DEHP（邻苯二甲酸二（2-乙基己）酯）对土壤氮转化与氮气体排放的影响》文中指出【目的】邻苯二甲酸（二乙基己）酯（Bis（2-ethylhexyl）phthalate,DEHP）是一种新兴有机污染物和典型的环境内分泌干扰物,也具有持久性污染物的属性。DEHP主要作为增塑剂被广泛用于工农业中。在现代农业中,由于从长期大范围使用塑料薄膜,已在不同菜田、棉田等类型的农用土壤中检测DEHP的存在,并对农产品质量、土壤健康及土壤微生物多样性产生明显负面影响。因此,土壤DEHP污染问题已经引起了人们的极大关注。石灰性土壤是我国北方干旱半干旱地区广泛分布的一种土壤类型。农用地膜覆盖是一种广泛采用的农业生产措施。然而,DEHP对石灰性土壤氮生物转化过程与氮素气体排放的影响未曾报道。因此,本论文研究了不同剂量DEHP添加对石灰性土壤氮素循环特征及N2O和NH3排放的影响,以期揭示土壤氮素转化特征和气体排放对DEHP的响应。【方法】本研究在25℃条件下进行,试验设置4个处理,分别为（1）CK（不加尿素）;（2）Urea(尿素纯氮用量为0.30 g·kg-1);（3）Urea+10 mg·kg-11 DEHP;（4）Urea+100 mg·kg-11 DEHP,分别用CK、U、U+LDEHP和U+HDEHP表示。通过设置土培试验,利用流动注射分析仪测定了土壤不同氮素形态（Urea-N、NH4+、NO3-和NO2-）;运用酶学方法研究了氮转化关键酶的活性（脲酶、硝酸还原酶、亚硝酸还原酶和羟胺还原酶）;采用Picarro（G2508）仪器实时在线测定了N2O和NH3的排放通量。【主要结果】（1）与CK相比,添加U显着增加了土壤NH4+、NO3-和NO2-的含量。在整个培养期间（49 d）,添加U处理土壤NH4+、NO3-和NO2-含量的平均值较CK分别增加了48.868.2mg·kg-1、33.537.6 mg·kg-1和151.5167.9 mg·kg-1。与单施U处理相比,添加DEHP对土壤氮素转化无明显影响。（2）添加DEHP显着降低了土壤MBC和MBN的含量（P<0.05）。与单施U处理相比,土壤MBC和MBN的含量分别降低了2953.6%和11.344%。（3）添加DEHP对土壤脲酶活性无影响,但对土壤亚硝酸还原酶具有抑制作用（P<0.05）,与单施U处理相比,添加低剂量与高剂量DEHP土壤亚硝酸还原酶的活性分别降低了37.3%与33.4%。低剂量DEHP处理显着提高了培养初期土壤羟胺还原酶的活性（P<0.05）,高剂量DEHP处理则在培养后期增加了土壤硝酸还原酶的活性,较单施U处理分别增加了21.0%和23.3%。Pearson相关结果表明,脲酶与土壤MBC和MBN呈负相关关系,羟胺还原酶与MBN呈正相关关系。（4）添加高剂量DEHP促进了土壤N2O的负排放,同时增加了NH3的挥发损失,与单施U处理相比,N2O和NH3排放总量分别增加了67.7%和13.7%。低浓度DEHP则对土壤N2O和NH3的排放无明显影响。线性回归结果表明,各处理土壤NH4+-N与NH3的排放通量呈正相关关系。【结论】（1）DEHP对土壤氮素转化无明显影响,显着降低土壤微生物量（MBC和MBN）（P<0.05）,存在明显剂量效应。且随着作用时间的延长,抑制作用减弱。（2）DEHP对土壤脲酶活性无影响,显着抑制土壤亚硝酸还原酶（P<0.05）。低剂量DEHP显着提高培养初期土壤羟胺还原酶的活性（P<0.05）,高剂量DEHP增加培养后期土壤硝酸还原酶的活性（P<0.05）。（3）高剂量DEHP处理促进石灰性土壤N2O的负排放（P<0.05）,但却增加了NH3的挥发损失（P>0.05）。
崔蕴晗[6]（2020）在《合成化学品的动态物质流和生态风险研究 ——以中国邻苯二甲酸二（2-乙基）己酯为例》文中提出邻苯二甲酸二（2-乙基）己酯（DEHP）常用作增塑剂,是一种高产量化学品。DEHP是环境内分泌干扰物,长期暴露于DEHP会对人体和生态健康构成威胁。DEHP容易在生产、产品加工、使用、运输以及废弃物处置等过程中释放到环境中。对DEHP进行管理,需要评价其在经济系统的物质流、环境水平以及生态风险。本研究通过调研DEHP在中国的全生命周期数据,开展了DEHP的动态物质流分析（DMFA）;基于DMFA的结果,通过构建多介质环境模型,预测了DEHP的环境水平,进而评价了DEHP的生态风险。主要研究内容和结果如下:采用DMFA方法,对1956年至2017年DEHP在中国的全生命周期的动态流量、存量以及排放量进行了量化。结果表明,中国DEHP流量和存量逐年递增;使用阶段DEHP积累量最高;土壤和土地填埋阶段是DEHP最主要的两种末端流向;末端处置中DEHP土地填埋比例最大,回收比例最小;DEHP空气排放中,室内产品排放量最高;回收阶段DEHP排放量最小;日本的DEHP人均存量和排放量在2000年后呈现下降趋势,其在中国仍逐年增加。基于DMFA得到的DEHP排放速率,构建了基于逸度的III级多介质环境模型,对1956年至2017年DEHP在中国的环境浓度进行预测。结果表明DEHP在大气、水、土壤和沉积物中浓度逐年递增;沉积物中DEHP浓度最高;模型预测值是中国DEHP平均环境浓度的保守估算。基于多介质环境模型所预测的DEHP在水体、土壤和沉积物中的逐年平均浓度,采用评价因子方法（AF）和物种敏感性分布（SSD）两种方法,评价了DEHP在我国水体、土壤和沉积物中对生态系统关键物种的生态风险。结果表明DEHP在中国的生态风险逐年递增;DEHP分别在1975年（AF）和1991年（SSD）后,对中国沉积物、地表水以及土壤中生物均具有生态风险;沉积物和地表水中DEHP较土壤中DEHP具有较高生态风险。本研究系统耦合了DMFA、多介质环境模型和风险评价模型,量化了典型高产量化学品DEHP在我国经济系统的存量、物质流和环境释放速率,在自然环境中的浓度及相应的生态风险。这种多模型耦合的手段,在化学品生态风险评价和管理研究中尚不多见。本研究的方法可推广应用于其它化学品,有助于弥补化学品管理所需数据空白。
顾蓝天[7]（2020）在《环境中两种典型新型有机污染物的免疫分析方法构建及其应用研究》文中研究表明四溴双酚A二羟基二乙基醚（Tetrabromobisphenol A bis（2-hydroxyethyl）ether,TBBPA-DHEE）和邻苯二甲酸二丁酯（Dibutyl phthalate,DBP）被认为是两种典型的新型有机污染物。其中,TBBPA-DHEE为四溴双酚A的一种主要衍生物,被大量应用于生产电子电路板、粘合剂和涂料。DBP是一种聚氯乙烯制品中最常用的增塑剂,被广泛应用于塑料制品的加工和生产工艺中。这两种物质可由生产与人类生活过程中过量使用、泄露等途径进入环境,在多介质环境中残留、累积,并对人体造成危害。因此,建立高效、灵敏、快捷的分析方法,分析环境中的这两种污染物,具有重要意义。基于抗原/抗体的传统免疫分析法具有分析快捷、前处理简单的优势,可用于环境中TBBPA-DHEE和DBP的检测,但由于其灵敏度不足、抗基质效应能力弱,无法对环境中的痕量污染物进行有效分析。为此,本研究将纳米酶引入免疫分析体系,借助其较高催化活性与较强抗基质效应的能力,构建了操作简单、体系稳定性好、检测灵敏度高的新型免疫分析方法,并用于环境介质中此类污染物的分析。具体内容如下:（1）基于CuMnO2纳米片类过氧化物酶性质,建立了一种高通量、间接竞争免疫分析方法用于环境介质DBP的分析。在检测体系中,以CuMnO2纳米片替代传统的HRP与Ab2偶联形成信号探针（CuMnO2@Ab2）。在最优条件下,该方法的检测限可达2.07μg/L,比普通ELISA的灵敏度提高了4倍,且具有良好的准确性和精确性（recoveries,78.49-138.5%;CV,3.16-7.55%）。该方法极大地改善了ELISA的灵敏度,但无法直接测定环境中浓度极低的DBP（浓度低于2.07μg/L的样本）。（2）为了解决上一个工作中灵敏度不足的缺点,本研究成功制备了一种双功能的纳米材料H-MnO2@C-dots,基于此,构建了一种双信号间接竞争免疫分析法用于环境中DBP的特异性检测。其中,C-dots和Mn（II）对TMB的共催化作用能够实现信号放大。在最优条件下,该方法表现出优异的性能:（1）高灵敏度（LOD,0.24μg/L）,比普通的ELISA提升了约8倍;（2）良好的准确性和稳定性（recoveries,77.97-114.61%;CV,3.17-7.26%）。本研究实现了环境中DBP高灵敏、高通量检测,具有广泛的应用前景,利用此方法可对环境中DBP的污染状况进行大规模调查研究,进而评估其生态风险。（3）基于Co2+/hemin协同催化机制,构建了一种高通量、高灵敏的间接竞争化学发光免疫分析法用于测定环境中的TBBPA-DHEE。在该方案中,基于Co2+/hemin的协同催化使信号得到进一步放大。在最优条件下,该方法的检测限为0.9μg/L,该方法具有较好的准确性和稳定性（recoveries,89.67-125.33%;CV,2.75-8.37%）。利用所构建的方法,对采自江苏和浙江的30个水样和10个土壤样本进行了分析,在所有阳性样品中,水体中TBBPA-DHEE的检出浓度范围为2.4-3.7μg/L;土壤样本中污染物浓度为1.8-2.4 ng/g。
王争妍[8]（2020）在《大伙房水库中邻苯二甲酸酯污染水平及暴露风险评价》文中研究表明邻苯二甲酸酯（Phthalate esters,PAEs）是生产、生活中常见的有机化合物。随着时间的推移,易释放进环境,可在生物体内富集,产生许多毒副作用。随塑料工业的发展,PAEs被大量使用,其在环境中的残留水平、污染特征及生态风险引起了全球的广泛关注。大伙房水库是辽宁省重要水源地,库区水质安全具有举足轻重的作用。因此,研究邻苯二甲酸酯类化合物在大伙房水库中的分布规律和风险评价,对保障饮用水源及饮水安全具有重要意义。本文测定了大伙房水库中水、藻、鱼三种介质中PAEs的含量,及PAEs在大伙房水库水体内的时空变化、在藻和鱼体内的富集状况,并进行了初步的健康风险评价。主要研究结果如下:大伙房水库水体中PAEs普遍存在,DBP、DOP、DEHP为主要污染物,与我国其他地区水体相比污染程度较低;库区水体及各入库河流中PAEs的季节特征为C夏季>C春季>C秋季;库区内PAEs的空间分布呈自东向西先增大后减小的变化趋势;三条主要入库河流中PAEs的空间分布规律为C下游>C中游>C上游;从PAEs组分上看,DBP在各别采样区域的检出浓度超出国家标准限值,DBP、DEHP具有一定的同源性且与水质总氮、总磷浓度负相关。风险暴露模型结果表明,大伙房水库中DBP的非致癌风险指数远远小于1,不会对人体产生健康危害。大伙房水库藻中均有DBP、DOP、DEHP检出,少部分有DEP检出;藻中PAEs含量与叶绿素含量呈极显着正先关;叶绿素的空间分布规律为自东向西先减小后增大,季节变化总体呈C秋季>C春季>C夏季,与水体中PAEs的时空变化相反;大伙房水库中叶绿素含量与库区水体中PAEs含量呈极显着负相关。大伙房水库鱼体内均有DBP、DOP、DEHP、DEP检出,与我国其他地区鱼体中残留的PAEs相比含量较低;PAEs各组分含量在各品种鱼体内各器官均呈CDEHP>CDBP>CDOP>CDEP;DEHP、DBP、DOP在鱼体内呈C内脏>C鱼头+鱼尾>C鱼肉分布,DEP呈C鱼肉>C鱼头+鱼尾>C内脏分布。DEHP对成人和儿童均不会造成致癌和非致癌健康风险;除DEHP以外其他PAEs类化合物也不会对成人和儿童造成非致癌健康风险,且PAEs残留对成人的健康风险指数略大于对儿童的健康风险指数。大伙房水库中藻与水体中的PAEs呈极显着负相关,藻中PAEs的含量易受水环境影响;鱼体内PAEs含量与水体中PAEs的浓度呈正相关,说明水环境会影响鱼体内PAEs残留;鱼与藻中PAEs的含量呈正相关且相关性系数大于鱼与水中PAEs含量的相关性系数,说明鱼可以通过食用藻类使PAEs进入鱼体内,摄食方式也是PAEs进入鱼体的主要途径且PAEs在食物链上有一定的传递作用。
张翠[9]（2020）在《典型酞酸酯DEHP对小麦的生态毒性效应》文中研究说明邻苯二甲酸酯（Phthalate esters）,简称为PAEs,是一种典型的内分泌干扰物。由于PAEs的广泛应用以及与塑料制品的结合方式,极其容易释放到水体、大气、土壤环境中,对环境造成污染。目前已经有很多关于PAEs的研究,但大多集中在对动物、微生物等方面,对农作物的研究相对较少,因此了解PAEs对农作物毒性效应及其对人类健康的影响,已经受到世界范围内的广泛关注。邻苯二甲酸（2-乙基己）酯（DEHP）作为一种典型的酞酸酯,对生态环境的毒性效应不可忽视。本课题研究以典型酞酸酯DEHP为污染物,以小麦幼苗为模式生物,对土壤进行4个浓度梯度的染毒(CK、1 mg·kg-1、10 mg·kg-1和100 mg·kg-1),用染毒的土壤对小麦进行为期30天的培养。分别在培养的10天,20天,30天,对小麦的生长参数（株高、根长）、发芽率、叶绿素含量、小麦幼苗内部抗氧化酶系统、可溶性糖、丙二醛含量以及基因的相对表达量等指标进行测定并进行了综合分析,研究了DEHP对小麦的毒性效应,深入了解DEHP对小麦的作用机制,为提高农产品的安全生产提供依据。本研究的主要结果如下:（1）在生长指标方面,DEHP对小麦的发芽率产生了一定的抑制作用。DEHP对小麦的发芽率的抑制作用,在浓度为1 mg·kg-1、10 mg·kg-1和100 mg·kg-1时,抑制率分别为5.3%,9.2%,13.7%,对小麦的株高无明显的抑制作用,在实验后期,对小麦的根长表现出抑制作用,当浓度为100 mg·kg-1时,抑制率达到20.44%。（2）在生理指标方面,经DEHP染毒后,小麦幼苗体内叶绿素的含量和可溶性糖的含量都发生了明显的变化,DEHP的存在对三种叶绿素的含量表现出一个先促进后抑制的作用,对可溶性糖含量表现出先抑制后促进最后抑制的趋势。（3）经DEHP染毒之后,小麦幼苗体内发生了氧化损伤。小麦幼苗体内的MDA含量基本表现出抑制作用。小麦的抗氧化酶系的活性都发生了不同程度的促进或抑制作用,抗氧化物还原性谷胱甘肽的含量也发生不同程度的抑制作用,表明DEHP的存在对小麦的产生了的胁迫效应,对小麦的正常生长发育形成了不良影响。（4）小麦的抗氧化酶系基因和热激蛋白基因的相对表达量的结果分析表明DEHP的存在对抗氧化酶基因的表达有促进作用,对热激蛋白基因的表达有一定的抑制作用。（5）通过对小麦的六个指标进行了计算并进行了IBR综合分析,表明不同浓度的DEHP的毒性效应大小顺序为:100 mg·kg-1>10 mg·kg-1>1 mg·kg-1,这与对小麦幼苗酶活性的分析结果具有一致性。本研究以DEHP为污染物,对小麦幼苗的生长指标、生理指标、氧化损伤系统、基因表达等几个方面的指标进行综合测定与分析,研究结果表明,DEHP的存在对小麦产生了生态毒性效应。
唐锦平[10]（2019）在《土壤中邻苯二甲酸酯的生物可降解性及影响因素研究》文中提出邻苯二甲酸酯（PAEs）是环境中常见的有机污染物,由于被广泛使用导致环境中PAEs的污染日益加重,且PAEs具有“三致”毒性,对人类身体健康造成巨大威胁。在自然条件下,由于PAEs的水解、光解以及挥发速率很慢,因此生物降解被认为是消除PAEs的主要手段。本论文从中国四个不同地区（长沙、长春、沧州和银川）典型农田中采集土壤样品,以土壤中较为常见的两种PAEs,邻苯二甲酸二乙酯（DEP）和邻苯二甲酸二丁酯（DBP）为目标污染物,结合一系列动力学实验,探究了影响PAEs在不同地区土壤中降解的主要因素。并初步得到以下结论:（1）在微生物降解PAEs的过程中,吸附是降解的前提,细菌首先会将PAEs吸附在菌体表面,然后被微生物利用,在降解酶的作用下代谢转化成为自身营养物质。细菌对PAEs的吸附主要是通过C-H的伸缩振动相互作用的。而表面活性剂能通过改变细菌对PAEs的吸附,从而进一步影响细菌对PAEs的降解,因此选择一种合适种类及浓度的表面活性剂能够更安全、高效的修复土壤中PAEs污染。（2）不同地区土壤对PAEs的吸附作用主要受土壤有机质含量的控制,但PAEs在农田土壤中的降解速率与土壤吸附亲和力并没有显着的相关性,而更容易受土壤其他性质的影响。结合在均相体系中进行的生物降解实验可以得出,土壤有机质含量和pH值是改变PAEs在土壤中生物可降解性的主要因素。（3）DOM是影响PAEs生物降解的一个非常重要的因素,其影响方式主要有两个方面,一方面是DOM能够促进微生物的生长以及提高酶的活性。另一方面则是DOM与PAEs的结合导致与微生物的隔离作用。基于本论文实验成果来看,DOM对PAEs生物降解的增强机制主要是由于DOM刺激了微生物的生长并提高了降解酶的活性。
二、食品中酞酸酯类污染物的研究概况（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、食品中酞酸酯类污染物的研究概况（论文提纲范文）
（1）基于磁性材料的环境污染物预处理方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 背景介绍 |
| 1.1 样品前处理及其在定量分析中的重要性 |
| 1.2 样品前处理的各种萃取富集技术 |
| 1.2.1 LPME |
| 1.2.2 SPME |
| 1.3 样品前处理中的萃取富集材料 |
| 1.3.1 离子液体 |
| 1.3.2 碳材料 |
| 1.3.3 金属及金属氧化物和硫化物 |
| 1.4 磁固相萃取的应用 |
| 1.4.1 植物中化学成分的分析 |
| 1.4.2 生物样品中化学成分的分析 |
| 1.4.3 药物中化学成分的分析 |
| 1.4.4 环境样品中污染物成分的分析 |
| 1.5 选题思路及意义 |
| 2 胍盐离子液体修饰的磁性材料用于环境中污染物的富集 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 主要化学试剂和仪器 |
| 2.1.2 方法的选择 |
| 2.1.3 胍盐离子液体的制备 |
| 2.1.4 Fe_3O_4@nSiO_2材料的制备 |
| 2.1.5 表面修饰离子液体的磁性材料的制备 |
| 2.1.6 溶液的配制及样品处理 |
| 2.1.7 磁固相萃取过程 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 Fe_3O_4@nSiO_2纳米材料的优化及表征 |
| 2.2.2 [diPrNH_2TMG]Cl离子液体的优化及表征 |
| 2.2.3 Fe_3O_4@nSiO_2-GIL材料的表征 |
| 2.2.4 萃取和解吸条件的优化 |
| 2.2.5 方法评价 |
| 2.2.6 方法在实际样品中的应用 |
| 2.2.7 本方法与文献中其他方法的比较 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 3D花状磁性SnS_2材料富集抗生素 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 主要化学试剂和仪器 |
| 3.1.2 Fe_3O_4@nSiO_2@SnS_2材料的制备 |
| 3.1.3 溶液配制及样品处理 |
| 3.1.4 磁固相萃取过程 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 Fe_3O_4@nSiO_2-SnS_2材料的制备优化 |
| 3.2.2 Fe_3O_4@nSiO_2-SnS_2材料的表征 |
| 3.2.3 萃取条件的优化 |
| 3.2.4 解吸条件的优化 |
| 3.2.5 方法评价 |
| 3.2.6 方法在实际样品中的应用 |
| 3.2.7 本方法与文献中其他方法比较 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 磁性介孔材料富集环境中酞酸酯增塑剂 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 主要化学试剂及仪器 |
| 4.1.2 Fe_3O_4@nSiO_2@mSiO_2材料的制备 |
| 4.1.3 Fe_3O_4@nSiO_2@mSiO_2-GIL材料的制备 |
| 4.1.4 磁固相萃取过程 |
| 4.1.5 气相色谱分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 Fe_3O_4@nSiO_2@mSiO_2-GIL材料的制备优化 |
| 4.2.2 材料的表征分析 |
| 4.2.3 萃取性能的评价 |
| 4.3 本章小结 |
| 结论 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（2）辣椒及其种植环境中邻苯二甲酸酯类检测新方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 蔬菜中塑化剂残留概况 |
| 1.1.1 塑化剂的性质 |
| 1.1.2 蔬菜中塑化剂残留的现状 |
| 1.2 塑化剂的来源 |
| 1.3 邻苯二甲酸酯类塑化剂在体内代谢及危害 |
| 1.4 塑化剂检测 |
| 1.5 立题的意义及研究的内容 |
| 1.5.1 立题意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2 高纯单壁碳纳米管-固相萃取-气相色谱-串联质谱法测定辣椒种植土壤中7种塑化剂 |
| 2.1 材料与设备 |
| 2.1.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.2 主要仪器与设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 土壤样品的采集和制备 |
| 2.2.2 高纯单壁碳纳米管玻璃固相萃取小柱的制备 |
| 2.2.3 样品前处理 |
| 2.2.4 仪器条件 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 提取溶剂的选择 |
| 2.3.2 吸附材料的选择 |
| 2.3.3 高纯单壁碳纳米管用量的选择 |
| 2.3.4 洗脱溶剂类型及洗脱溶剂体积的选择 |
| 2.3.5 PAEs测定条件的优化 |
| 2.3.6 方法学验证 |
| 2.3.7 实际样品的测定 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 磁固相萃取-气相色谱-串联质谱法测定辣椒种植水源中7种塑化剂 |
| 3.1 材料与设备 |
| 3.1.1 实验材料与试剂 |
| 3.1.2 主要仪器与设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 灌溉水样品的采集 |
| 3.2.2 磁性碳纳米管合成、表征 |
| 3.2.3 样品前处理 |
| 3.2.4 仪器条件 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 磁性碳纳米管用量的优化 |
| 3.3.2 解析溶剂种类和用量选择 |
| 3.3.3 解吸时间的优化 |
| 3.3.4 AEs测定条件的优化 |
| 3.3.5 方法学验证 |
| 3.3.6 实际样品的测定 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 分散固相萃取法-气相色谱-串联质谱法测定辣椒中7种塑化剂 |
| 4.1 材料与设备 |
| 4.1.1 实验材料与试剂 |
| 4.1.2 主要仪器与设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 样品前处理 |
| 4.2.2 仪器条件 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 纳米材料的选择 |
| 4.3.2 高纯单壁碳纳米管用量的优化 |
| 4.3.3 离心方式的选择 |
| 4.3.4 吸附净化时间的优化 |
| 4.3.5 方法学验证 |
| 4.3.6 实际样品的测定 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 主要结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）土壤中酞酸酯类污染物的迁移转化及生态毒性研究进展（论文提纲范文）
| 1 土壤酞酸酯的迁移转化 |
| 1.1 酞酸酯土壤-大气界面迁移 |
| 1.2 酞酸酯土壤-水-沉积物界面迁移 |
| 1.3 酞酸酯土壤-植物界面迁移 |
| 2 酞酸酯的生态毒性 |
| 2.1 酞酸酯对土壤生态的毒性 |
| 2.2 酞酸酯对植物的毒性 |
| 2.3 酞酸酯对动物的毒性 |
| 3 结论 |
（4）邻苯二甲酸酯对斑马鱼生长发育及糖代谢的毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 邻苯二甲酸酯研究进展综述 |
| 1.1.1 邻苯二甲酸酯简介 |
| 1.1.2 邻苯二甲酸酯的理化性质 |
| 1.1.3 环境中邻苯二甲酸酯的来源和污染现状 |
| 1.1.4 邻苯二甲酸酯对生物体的危害 |
| 1.2 2型糖尿病 |
| 1.3 模式生物斑马鱼及其在环境毒理学中的应用 |
| 1.3.1 模式动物斑马鱼 |
| 1.3.2 斑马鱼在环境毒性评价中的应用 |
| 1.3.3 研究斑马鱼骨骼发育的方法 |
| 1.3.4 研究斑马鱼糖代谢的方法 |
| 1.4 研究背景及意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 第二章 PAEs对斑马鱼生长发育的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 溶液配制及引物信息 |
| 2.1.3 斑马鱼的饲养 |
| 2.1.4 PAEs急性毒性预实验 |
| 2.1.5 PAEs急性毒性实验 |
| 2.1.6 胚胎发育形态学指标检测 |
| 2.1.7 骨骼发育情况检测 |
| 2.1.8 实时荧光定量分析 |
| 2.1.9 数据统计分析 |
| 2.2 实验结果与分析 |
| 2.2.1 PAEs对斑马鱼幼鱼的致死数量 |
| 2.2.2 PAEs对斑马鱼胚胎24 hpf自主运动的影响 |
| 2.2.3 PAEs对斑马鱼幼鱼72 hpf心率的影响 |
| 2.2.4 PAEs对斑马鱼幼鱼的致畸作用 |
| 2.2.5 PAEs暴露对斑马鱼幼鱼骨骼发育的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 PAEs对斑马鱼糖代谢紊乱的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 溶液配制及引物信息 |
| 3.1.3 糖尿病模型建立 |
| 3.1.4 糖尿病模型的验证 |
| 3.1.5 PAEs对 AB野生型斑马鱼糖代谢相关基因的影响 |
| 3.1.6 PAEs暴露与斑马鱼患T2DM的风险 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 阳性对照-糖尿病模型的建立 |
| 3.2.2 糖尿病模型的验证 |
| 3.2.3 PAEs暴露对于斑马鱼糖代谢紊乱的影响 |
| 3.2.4 PAEs暴露与斑马鱼患T2DM的风险 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 结论 |
| 4.1 研究结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 存在的问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文 |
（5）新兴有机污染物DEHP（邻苯二甲酸二（2-乙基己）酯）对土壤氮转化与氮气体排放的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 PAEs化合物概述 |
| 1.2.1.1 PAEs化合物的特性 |
| 1.2.1.2 典型PAEs化合物DEHP概述 |
| 1.2.1.3 PAEs化合物的污染来源和分布 |
| 1.2.2 PAEs化合物对环境生物过程的影响 |
| 1.2.2.1 PAEs化合物对土壤微生物量的影响 |
| 1.2.2.2 PAEs化合物对土壤酶活性的影响 |
| 1.2.2.3 PAEs化合物对土壤微生物的影响 |
| 1.2.3 土壤氮循关键过程概述 |
| 1.2.3.1 土壤硝化/反硝化过程研究进展 |
| 1.2.3.2 土壤氮气体排放 |
| 第二章 研究内容及方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.2 技术路线 |
| 2.3 研究材料与方法 |
| 2.3.1 试验材料与试剂 |
| 2.3.2 试验设计与土壤染毒方法 |
| 2.4 测定指标及其测量方法 |
| 2.4.1 土壤理化性质的测定 |
| 2.4.2 土壤DEHP背景值的测定 |
| 2.4.3 土壤微生物量的测定 |
| 2.4.4 土壤酶活性的测定 |
| 2.4.5 土壤N_2O和 NH_3 的测定 |
| 2.5 数据统计 |
| 第三章 DEHP对土壤氮素转化过程的影响 |
| 3.1 结果与分析 |
| 3.1.1 土壤尿素态氮含量随时间的变化 |
| 3.1.2 土壤铵态氮含量随时间的变化 |
| 3.1.3 土壤亚硝态氮含量随时间的变化 |
| 3.1.4 土壤硝态氮含量随时间的变化 |
| 3.1.5 土壤总矿质氮含量随时间的变化 |
| 3.2 讨论 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 DEHP对土壤微生物量及氮素转化关键酶活性的影响 |
| 4.1 结果与分析 |
| 4.1.1 土壤微生物量碳和微生物量氮随时间的变化 |
| 4.1.2 DEHP对土壤脲酶和羟胺还原酶活性的影响 |
| 4.1.3 DEHP对土壤硝酸还原酶和亚硝酸还原酶活性的影响 |
| 4.1.4 土壤酶活性的雷达图分析 |
| 4.1.5 土壤NO_3~--N和 NO_2~--N与土壤硝酸还原酶和亚硝酸还原酶的相关性 |
| 4.2 讨论 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 DEHP对土壤N_2O和 NH_3排放的影响 |
| 5.1 结果与分析 |
| 5.1.1 土壤N_2O排放通量和累积排放量的动态变化 |
| 5.1.2 土壤NH_3 排放通量和累积排放量的动态变化 |
| 5.2 讨论 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 导师评阅表 |
（6）合成化学品的动态物质流和生态风险研究 ——以中国邻苯二甲酸二（2-乙基）己酯为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 研究进展及选题依据 |
| 1.1 邻苯二甲酸(2-乙基)己酯(DEHP)简介 |
| 1.1.1 DEHP性质 |
| 1.1.2 DEHP应用概况 |
| 1.1.3 DEHP对人体健康和环境的影响 |
| 1.1.4 DEHP污染现状 |
| 1.1.5 DEHP国内外管理政策 |
| 1.2 物质流分析概念、方法及研究进展 |
| 1.2.1 物质流分析概念 |
| 1.2.2 研究方法 |
| 1.2.3 研究进展 |
| 1.3 生态风险评价概念、框架及研究进展 |
| 1.3.1 生态风险评价概念 |
| 1.3.2 生态风险评价框架 |
| 1.3.3 中国邻苯二甲酸酯的生态风险评价 |
| 1.4 本论文的选题依据、研究目的、内容和技术路线 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 研究目的和内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 DEHP动态物质流分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 模型框架 |
| 2.2.2 数据编译与计算 |
| 2.2.3 不确定性分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 DEHP的流量和存量 |
| 2.3.2 DEHP排放量 |
| 2.3.3 国内外对比 |
| 2.4 小结 |
| 3 DEHP多介质环境模型 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 模型输入参数 |
| 3.2.2 模型求解 |
| 3.2.3 灵敏度分析和不确定性分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.4 小结 |
| 4 DEHP生态风险评价 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 毒性数据筛选 |
| 4.2.2 生态风险评价方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 预测无效应浓度 |
| 4.3.2 生态风险评价 |
| 4.4 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 A 动态物质流分析数据 |
| 附录 B 生态风险评价数据 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（7）环境中两种典型新型有机污染物的免疫分析方法构建及其应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 DBP的概况与研究现状 |
| 1.1.1 DBP理化性质与用途 |
| 1.1.2 DBP的污染现状 |
| 1.1.3 DBP的毒理学效应 |
| 1.2 TBBPA-DHEE概况与研究现状 |
| 1.2.1 TBBPA-DHEE的理化性质及用途 |
| 1.2.2 TBBPA-DHEE的污染现状 |
| 1.2.3 TBBPA-DHEE的毒理效应 |
| 1.3 DBP和 TBBPA-DHEE检测方法概述 |
| 1.4 免疫分析的概述 |
| 1.5 论文研究的内容与意义 |
| 第二章 基于CuMnO_2纳米片构建的新型免疫分析法用以检测DBP |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 药品 |
| 2.2.2 仪器 |
| 2.2.3 CuMnO_2 纳米片的合成 |
| 2.2.4 CuMnO_2@Ab2 标记物的构建 |
| 2.2.5 免疫分析法构建 |
| 2.2.6 样品采集与前处理 |
| 2.2.7 方法可行性验证 |
| 2.2.8 基于CuMnO_2纳米片构建的新型免疫分析法工作原理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 CuMnO_2 纳米片的表征 |
| 2.3.2 条件优化 |
| 2.3.3 标准曲线的建立及样品检测 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 基于二氧化锰包裹碳量子点的双信号新型免疫分析法用于检测环境中的DBP |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 药品与试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 C-dots的制备 |
| 3.2.4 二氧化锰包裹碳量子点(H-MnO_2@C-dots)的制备 |
| 3.2.5 抗体修饰H-MnO_2@C-dots |
| 3.2.6 新型免疫分析方法的构建 |
| 3.2.7 样品采集与前处理 |
| 3.2.8 方法可行性验证 |
| 3.2.9 基于H-MnO_2@C-dots催化作用的新型免疫分析法工作原理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 C-dots、sSiO_2、MnO_2@sSiO_2、H-MnO_2及H-MnO_2@C-dots表征 |
| 3.3.2 条件优化 |
| 3.3.3 标准曲线建立与样品检测 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 基于Co~(2+)/hemin协同催化的高通量化学发光免疫分析法用于环境中四溴双酚A双(2-羟乙基)醚(TBBPA-DHEE)的灵敏检测 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 药品 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 合成PS@heimin |
| 4.2.4 合成PS@hemin@Co~(2+) |
| 4.2.5 新型免疫分析法的建立 |
| 4.2.6 样品采集与前处理 |
| 4.2.7 可行性验证 |
| 4.2.8 基于Co~(2+)/hemin协同催化构建的新型免疫分析法原理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 合成材料的表征 |
| 4.3.2 条件优化 |
| 4.3.3 标准曲线建立与样品检测 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间发表的学术论文 |
| 附录 缩略词 |
（8）大伙房水库中邻苯二甲酸酯污染水平及暴露风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 邻苯二甲酸酯的理化性质和毒理性质 |
| 1.1.2 邻苯二甲酸酯的产量和用途 |
| 1.1.3 邻苯二甲酸酯的污染来源 |
| 1.2 邻苯二甲酸酯的环境行为 |
| 1.2.1 邻苯二甲酸酯的生物降解 |
| 1.2.2 光降解 |
| 1.2.3 吸附-解析行为 |
| 1.3 国内外邻苯二甲酸酯的研究现状 |
| 1.3.1 大气中的邻苯二甲酸酯 |
| 1.3.2 水环境中的邻苯二甲酸酯 |
| 1.3.3 沉积物中的邻苯二甲酸酯 |
| 1.3.4 土壤中的邻苯二甲酸酯 |
| 1.3.5 邻苯二甲酸酯对人体的暴露途径 |
| 1.4 风险评价研究现状 |
| 1.4.1 邻苯二甲酸酯类物质的危害鉴别 |
| 1.4.2 剂量-反应分析 |
| 1.4.3 暴露评价 |
| 1.4.4 风险表征 |
| 1.4.5 研究现状 |
| 1.5 主要研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 1.6 研究意义 |
| 2 研究区概况与实验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 采样点分布与样品采集 |
| 2.2.1 采样点分布 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.3 实验仪器与实验试剂 |
| 2.3.1 实验仪器 |
| 2.3.2 实验试剂 |
| 2.4 样品前处理与测试条件 |
| 2.4.1 水样前处理 |
| 2.4.2 藻样品前处理 |
| 2.4.3 鱼样品前处理 |
| 2.4.4 测试条件 |
| 2.5 质量保证与实验数据分析 |
| 2.5.1 质量保证 |
| 2.5.2 实验数据分析 |
| 3 大伙房水库水体中邻苯二甲酸酯的分布与风险评价 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 各入库河流中邻苯二甲酸酯的空间分布及季节变化 |
| 3.2.1 各入库河流中邻苯二甲酸酯的空间分布 |
| 3.2.2 各入库河流中邻苯二甲酸酯的季节变化 |
| 3.3 大伙房水库库区内邻苯二甲酸酯的空间分布及季节变化 |
| 3.3.1 大伙房水库库区内邻苯二甲酸酯的空间分布 |
| 3.3.2 大伙房水库库区内邻苯二甲酸酯的季节变化 |
| 3.4 大伙房水库库区内及入库河流邻苯二甲酸酯各组分的浓度关系 |
| 3.5 库区内氮、磷浓度对邻苯二甲酸酯各组分影响 |
| 3.6 大伙房水库水体中邻苯二甲酸酯健康风险评价 |
| 3.6.1 风险评价方法选择 |
| 3.6.2 评价方法的参数选择与计算方法 |
| 3.6.3 风险值计算 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 大伙房水库藻中邻苯二甲酸酯的分布 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 藻中邻苯二甲酸酯的含量以及影响藻中邻苯二甲酸酯分布的因素 |
| 4.3 叶绿素的含量与水体中邻苯二甲酸酯含量相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 大伙房水库中鱼体内邻苯二甲酸酯分布与健康风险评价 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 鱼体内邻苯二甲酸酯含量与组成 |
| 5.2.1 鱼体内邻苯二甲酸酯的含量 |
| 5.2.2 不同组分邻苯二甲酸酯在各个品种鱼体内的分布状况 |
| 5.3 鱼体中邻苯二甲酸酯残留对人群的健康风险评价 |
| 5.3.1 风险评价方法选择 |
| 5.3.2 评价方法的参数选择与计算方法 |
| 5.3.3 风险值计算 |
| 5.3.4 健康风险评价不确定性分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 邻苯二甲酸酯在水、藻、鱼之间的传递 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 藻与水体中邻苯二甲酸酯的相关性分析 |
| 6.3 库区水体中的邻苯二甲酸酯含量对鱼体内邻苯二甲酸酯含量的影响 |
| 6.4 藻中邻苯二甲酸酯含量与鱼体内残留的邻苯二甲酸酯相关性分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 附录格式说明 |
| 作者简介 |
| 作者在攻读硕士学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
（9）典型酞酸酯DEHP对小麦的生态毒性效应（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 酞酸酯的概况 |
| 1.2 酞酸酯国内外研究状况 |
| 1.2.1 酞酸酯在土壤中的分布 |
| 1.2.2 酞酸酯在水体中的分布 |
| 1.2.3 酞酸酯在大气中的分布 |
| 1.3 DEHP的毒性效应 |
| 1.3.1 DEHP对动物的毒性效应 |
| 1.3.2 DEHP对土壤微生物毒性效应 |
| 1.3.3 DEHP对植物的毒性效应 |
| 1.4 测定植物的常见指标及本研究的指示生物 |
| 1.5 荧光定量PCR及其应用 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.1.1 DEHP试剂 |
| 2.1.2 土壤采集与染毒方法 |
| 2.1.3 小麦种子前处理 |
| 2.1.4 小麦的种植 |
| 2.1.5 其他药品试剂 |
| 2.2 仪器设备 |
| 2.3 生理生化指标 |
| 2.3.1 生长指标 |
| 2.3.2 叶绿素含量测定 |
| 2.3.3 可溶性糖 |
| 2.3.4 丙二醛(MDA) |
| 2.3.5 超氧化物歧化酶(SOD) |
| 2.3.6 过氧化氢酶(CAT) |
| 2.3.7 过氧化物酶(POD) |
| 2.3.8 谷胱甘肽还原酶(GR) |
| 2.3.9 还原性谷胱甘肽(GSH) |
| 2.4 基因表达 |
| 2.4.1 细胞总RNA的提取 |
| 2.4.2 细胞RNA浓度的测定 |
| 2.4.3 反转录制备细胞c DNA |
| 2.4.4 荧光定量PCR扩增反应 |
| 2.5 数据处理 |
| 3 结果分析 |
| 3.1 DEHP对小麦生长状况的影响结果 |
| 3.1.1 DEHP对小麦发芽率的影响结果 |
| 3.1.2 DEHP对小麦株高和根长的影响结果 |
| 3.2 DEHP对小麦叶绿素含量的影响结果 |
| 3.2.1 DEHP对叶绿素a含量的影响 |
| 3.2.2 DEHP对叶绿素b含量的影响 |
| 3.2.3 DEHP对类胡萝卜素含量的影响 |
| 3.3 DEHP对可溶性糖含量的影响 |
| 3.4 DEHP对小麦MDA含量的影响结果 |
| 3.5 DEHP对小麦抗氧化酶活性的影响结果 |
| 3.5.1 DEHP对超氧化物歧化酶(SOD)活性的影响 |
| 3.5.2 DEHP对过氧化氢酶(CAT)活性的影响 |
| 3.5.3 DEHP对过氧化物酶(POD)活性的影响 |
| 3.5.4 DEHP对谷胱甘肽还原酶(GR)的影响 |
| 3.6 DEHP对抗氧化物含量的影响结果 |
| 3.7 DEHP对四种基因表达的影响结果 |
| 3.7.1 小麦体内功能基因非特异性检测 |
| 3.7.2 DEHP对 CAT基因相对表达量的影响 |
| 3.7.3 DEHP对 Cu-SOD和 Fe-SOD基因相对表达量的影响 |
| 3.7.4 DEHP对 Hsp70 热激蛋白基因相对表达量的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 DEHP对小麦幼苗生长状况的影响 |
| 4.2 DEHP对小麦叶绿素含量的影响 |
| 4.3 DEHP对可溶性糖含量的影响 |
| 4.4 DEHP对小麦MDA含量的影响 |
| 4.5 DEHP对小麦抗氧化酶活性的影响 |
| 4.5.1 DEHP对 SOD活性变化 |
| 4.5.2 DEHP对 CAT活性变化 |
| 4.5.3 DEHP对 POD活性变化 |
| 4.5.4 DEHP对 GR活性变化 |
| 4.6 DEHP对抗氧化物(GSH)含量的影响 |
| 4.7 DEHP对四种基因表达的影响 |
| 4.7.1 DEHP对抗氧化酶基因表达的影响 |
| 4.7.2 DEHP对热激蛋白基因表达的影响 |
| 4.8 DEHP对小麦幼苗的IBR分析 |
| 4.9 各指标之间的相关性 |
| 5 结论 |
| 6 创新点与不足之处 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（10）土壤中邻苯二甲酸酯的生物可降解性及影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境内分泌干扰物质 |
| 1.2 邻苯二甲酸酯的概述 |
| 1.3 邻苯二甲酸酯的理化性质 |
| 1.4 邻苯二甲酸酯在环境中的危害 |
| 1.4.1 邻苯二甲酸酯对食品安全的危害 |
| 1.4.2 邻苯二甲酸酯对生物安全的危害 |
| 1.5 邻苯二甲酸酯在环境中的污染状况 |
| 1.5.1 邻苯二甲酸酯在大气环境中的污染 |
| 1.5.2 邻苯二甲酸酯在水体环境中的污染 |
| 1.5.3 邻苯二甲酸酯在土壤环境中的污染 |
| 1.6 邻苯二甲酸酯类污染物的降解研究 |
| 1.6.1 邻苯二甲酸酯类污染物的非生物降解研究 |
| 1.6.2 邻苯二甲酸酯类污染物的生物降解研究 |
| 1.7 立题意义和研究思路 |
| 1.7.1 研究目的及意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 液相体系中PAEs的微生物降解界面行为与机理研究 |
| 2.0 引言 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 供试培养基 |
| 2.1.4 实验微生物 |
| 2.1.5 DBP高效降解菌的筛选 |
| 2.1.6 活菌体对PAEs的表观去除、吸附、降解 |
| 2.1.7 失活菌体的制备 |
| 2.1.8 活菌体与失活菌体对PAEs的等温吸附 |
| 2.1.9 表面活性剂对PAEs降解的影响 |
| 2.1.10 PAEs的分析方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 DBP高效降解菌的筛选 |
| 2.2.2 活菌体对PAEs的表观去除、吸附、降解 |
| 2.2.3 活菌体/失活菌体对PAEs的等温吸附 |
| 2.2.4 红外光谱分析 |
| 2.2.5 表面活性剂对细菌降解PAEs的影响 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 PAEs在四种农田土壤中的微生物降解行为 |
| 3.0 引言 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验土壤 |
| 3.1.2 实验材料 |
| 3.1.3 实验仪器 |
| 3.1.4 PAEs的等温吸附实验 |
| 3.1.5 PAEs的解吸实验 |
| 3.1.6 PAEs的降解实验 |
| 3.1.7 土壤溶液的提取 |
| 3.1.8 不同有机质含量的有机矿质复合体的制备 |
| 3.1.9 PAEs的分析方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 PAEs在不同土壤中的吸附行为 |
| 3.2.2 PAEs在不同土壤中的解吸行为 |
| 3.2.3 PAEs在不同土壤中的降解行为 |
| 3.2.4 有机质含量对PAEs降解的影响 |
| 3.2.5 PAEs在不同土壤溶液中的降解 |
| 3.2.6 p H对 PAEs降解的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 DOM对DBP生物可降解性的影响及机理 |
| 4.0 引言 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.1.3 HA和 FA对降解PAEs的影响 |
| 4.1.4 BKs-1胞内酶的提取 |
| 4.1.5 酶活性的测定方法 |
| 4.1.6 胞内酶降解DBP |
| 4.1.7 PAEs的分析方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 HA和 FA对 PAEs降解的影响 |
| 4.2.2 DOM对微生物生长和酶活性的影响 |
| 4.2.3 BKs-1 胞内酶降解DBP |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 1 主要结论 |
| 2 特色与创新 |
| 3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、食品中酞酸酯类污染物的研究概况（论文参考文献）
- [1]基于磁性材料的环境污染物预处理方法研究[D]. 于春梅. 大连理工大学, 2021(01)
- [2]辣椒及其种植环境中邻苯二甲酸酯类检测新方法研究[D]. 谢婧. 中南林业科技大学, 2021(02)
- [3]土壤中酞酸酯类污染物的迁移转化及生态毒性研究进展[J]. 周柯东,郑玉,罗梓涵,唐剑泉,刘灿. 河南科技, 2021(09)
- [4]邻苯二甲酸酯对斑马鱼生长发育及糖代谢的毒性效应研究[D]. 蒲诗雅. 中国科学院大学(中国科学院重庆绿色智能技术研究院), 2020(12)
- [5]新兴有机污染物DEHP（邻苯二甲酸二（2-乙基己）酯）对土壤氮转化与氮气体排放的影响[D]. 古秀萍. 石河子大学, 2020(08)
- [6]合成化学品的动态物质流和生态风险研究 ——以中国邻苯二甲酸二（2-乙基）己酯为例[D]. 崔蕴晗. 大连理工大学, 2020(02)
- [7]环境中两种典型新型有机污染物的免疫分析方法构建及其应用研究[D]. 顾蓝天. 江苏大学, 2020(02)
- [8]大伙房水库中邻苯二甲酸酯污染水平及暴露风险评价[D]. 王争妍. 沈阳建筑大学, 2020(04)
- [9]典型酞酸酯DEHP对小麦的生态毒性效应[D]. 张翠. 山东农业大学, 2020
- [10]土壤中邻苯二甲酸酯的生物可降解性及影响因素研究[D]. 唐锦平. 湖南农业大学, 2019(01)