一、正己烷的毒理学研究概况（论文文献综述）
寇瑶[1]（2021）在《3nm氧化铁纳米颗粒对斑马鱼胚胎发育的毒性作用机制的研究》文中提出氧化铁纳米颗粒（ferric oxide nanoparticles,FeNPs）在生物医药领域具有广阔的应用前景,可作为药物载体、分子探针和造影剂等参与疾病治疗和临床诊断。亚五FeNPs是指粒径小于5 nm的FeNPs,特点是超小尺寸、分布窄、生物相容性好并具有超顺磁性,有广阔的应用潜力:可作为T1造影剂,提供高灵敏度肿瘤成像;在外部磁场的作用下,可靶向肿瘤组织,进行磁热治疗;也可用于细胞磁标记示踪与多模态分子影像探针构建等,且由于超小粒径的尺寸效应,可快速被肾脏和肝脏清除。为推进亚五氧化铁纳米颗粒的实际应用,我们以模式动物斑马鱼的胚胎作为研究对象,探讨了其对胚胎的发育毒性作用,对其进行生物安全评估。斑马鱼是进行脊椎动物研究的模式生物,其透明的胚胎和体外受精的受精方式对发育生物学的研究性实验提供了极大的便利,近年来荧光蛋白特异性标记的转基因斑马鱼品系的构建,进一步增强了斑马鱼作为模式生物的优势。我们以不同尺寸的6 nm和12 nm FeNPs作为参照,以斑马鱼胚胎作为研究对象,探讨了超小尺寸的3 nm FeNPs的发育毒性,主要结论如下:1、3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎活力的影响:（1）斑马鱼胚胎死亡率随着FeNPs浓度增大,作用时间增长而增加;（2）斑马鱼胚胎的死亡率与FeNPs粒径成反比,即;（3）斑马鱼胚胎总畸形率随FeNPs浓度升高而增加,随粒径减小而增加,畸形具体表现为小头畸形、小眼畸形、心包水肿、卵黄囊肿、脊椎弯曲、尾部发育异常和发育迟缓甚至发育失败;（4）3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎具有氧化损伤作用;（5）3 nm FeNPs可介导胚胎细胞的凋亡,其主要的作用部位为消化系统。2、3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎器官发育的影响:（1）FeNPs对心脏发育的影响:以心脏转基因荧光斑马鱼Tg（cmlc2:EGFP）作为对象,3 nm FeNPs对心脏的毒性作用表现在使心脏发育迟缓,心脏体积较小,心室肥大;（2）FeNPs对血管发育的影响:以血管转基因荧光斑马鱼Tg（flk1:EGFP）作为对象,3 nm FeNPs对血管的毒性作用表现在血管发育不全,脑部血管收缩,尾部静脉血管分布异常,躯干节间血管闭塞,主动脉总体收缩等血液循环系统发育异常;（3）FeNPs对肝脏发育的影响:以肝脏转基因荧光斑马鱼Tg（lfabp:m Cherry）作为对象,FeNPs暴露后的胚胎肝脏体积明显减小;（4）FeNPs对肾脏发育的影响:以肾脏转基因荧光斑马鱼Tg（wt1b:EGFP）作为对象,FeNPs暴露2 dpf后发现FeNPs对肾脏的发育毒性具体表现为前肾肾小球缩小,肾小管颈部位明显缺失,肾小管近曲小管曲状折叠消失等肾脏发育畸形;（5）FeNPs对软骨发育的影响:3 nm FeNPs暴露后的幼鱼的头部骨骼变小,舌骨小角角度呈现弧形,梅克尔骨变短,角腮骨形态紊乱,咽尺等发育不明显,胸鳍发育缺陷。3、3 nm FeNPs对斑马鱼神经肌肉和运动系统发育的影响:（1）FeNPs对神经发育的影响:以Tg（eef1a1l1:EGFP）转基因荧光鱼作为对象,发现中枢神经系统和周围神经系统明显萎缩,神经系统发育出现异常;（2）FeNPs对骨骼肌发育的影响:使用偏振光检测胚胎骨骼肌发育,发现3 nm处理组肌肉组织呈现双折射平均强度仅为对照组的42%,骨骼肌发育不全,肌纤维束紊乱;（3）斑马鱼胚胎的运动轨迹分析:在明暗交替环境下的自由游泳实验中,发现3 nm FeNPs处理的斑马鱼幼鱼的运动能力下降,游泳距离相对于对照组下降了65%,移动速度减少了82%。4、为研究3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎发育不同阶段发育毒性的分子机制,我们收集了终浓度40 mg/L 3 nm FeNPs处理的48 hpf、72 hpf、96 hpf和120 hpf的胚胎,对其进行转录组测序并分析,得到如下结果:（1）48 hpf组的胚胎眼部和感知系统的发育信号受到纳米颗粒的显着作用,并且对心脏和血管发育也有影响;（2）72 hpf组的表达差异基因集中在眼部发育和对光照的感知方面,包括神经突触、光刺激的感知、突触信号、光转导、视黄醇代谢等;（3）96 hpf时,处理组斑马鱼胚胎表达差异基因集中于感官知觉、光刺激的感知、凋亡、溶酶体、吞噬体、铁凋亡等;（4）120 hpf处理组的表达差异基因集中于铁稳态、三价铁结合、铁凋亡、细胞坏死、谷胱甘肽代谢等。5、转录组数据的加权基因共表达网络分析（weighted gene co-expression network analysis,WGCNA）对上述3 nm FeNPs处理的48 hpf、72 hpf、96 hpf和120 hpf的胚胎的转录组数据进一步挖掘,筛选出关键基因:plcd1a和prkcdb。plcd1a与神经信号传导、神经传递激素、神经肌肉信号相关,影响GTPase蛋白偶联Wnt/Ca2+信号转导,从而作用于神经肌肉系统的信号传递,这与我们使用转基因荧光鱼所发现的表型一致,即3 nm FeNPs影响了胚胎的神经肌肉系统发育和运动能力;prkcdb表达量的升高会造成下游erk升高,导致ROS升高,细胞内过氧化产生,与前文结论一致,即3 nm FeNPs对胚胎活性的影响表现在对细胞的氧化胁迫和炎性反应。综上所述,本文系统研究了3 nm FeNPs的发育毒性及其作用机理,发现3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎的胚胎活性、心脏发育、血管发育、肝脏发育、肾脏发育、软骨发育、神经肌肉系统和运动能力都有影响,并在转录组水平上探讨了3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎的器官发育的分子机制。本研究对亚五氧化铁纳米颗粒的脊椎动物体内毒理学研究奠定了基础,以期推动临床研究的进行。
宋家音[2]（2021）在《典型场地直推式钻机取芯率评价及健康风险评估研究》文中进行了进一步梳理近年来,随着城市化进程的加快,许多工业企业搬迁后遗留场地需要通过调查评估,才能重新规划利用。目前,我国场地调查采样过程中,钻机采集土壤样品常出现严重的压缩现象,导致无法准确掌握场地的实际污染状况。针对这一现实问题,本论文选择了一款国内外场地采样调查常用的直推式钻机作为研究对象,探究土壤性质对其采样效果的影响,并在此基础上选取了一个典型污染场地进行污染识别和健康风险评估,以期为我国污染场地调查提供借鉴意义。论文的主要内容和结论如下:（1）以土壤的4种基本性质,即含水率、容重、孔隙度、粒径分布作为影响因子,利用直推式钻机采集不同类型场地的土壤,将这4个性质参数在水平和垂直两个方向与样品的取芯率进行相关性分析,发现在每个点位在不同深度上取芯率与容重呈显着正相关,在同一个深度的不同点位上取芯率与粉砂粒含量呈显着正相关。但综合两个方向上,土壤的压缩与这几个参数之间均不存在明显的相关性,直推式钻机适用于大多数地层,能够满足我国大部分场地调查采样的要求。（2）以直推式钻机对典型废旧电器拆解场地调查采样分析结果显示,拆解区污染物浓度普遍高于非拆解区,且污染物主要集中在土壤表层杂填土。在采集的17个点位89个样品中,重金属Cd含量ND-15.3 mg·kg-1,Hg含量ND-3.1 mg·kg-1,As含量2.2-38.1mg·kg-1,Zn含量57-2470 mg·kg-1,所有样品均不超标;Cu含量11-2870mg·kg-1,有1个样品超出筛选值0.44倍;Cr（Ⅲ）含量13-426 mg·kg-1,有1个样品超出筛选值0.71倍;Pb含量17-1350 mg·kg-1,有5个样品超出筛选值,最大超标2.4倍;Ni含量8-2240 mg·kg-1,有8个样品超出筛选值,最大超标13.9倍。有机污染物PAHs含量0.96-2023.17μg·kg-1,PBDEs含量ND-4993.37μg·kg-1,所有样品均不超标;PCBs含量ND-397.56μg·kg-1,有1个样品超出筛选值1.84倍。此典型场地中超出《浙江省污染地块风险评估技术导则》规定的第一类用地筛选值有5种污染物,分别是Ni、Pb、Cr（III）、Cu和PCBs。（3）对超过筛选值的污染物进行了人体健康风险评估,Ni有2个点位存在不可接受致癌风险,Ni和Cu分别有3个和1个点位存在不可接受非致癌风险。吸入颗粒物是为Ni存在致癌风险的唯一途径,经口摄入为Cu存在非致癌风险的主要途径,经口摄入和皮肤接触为PCBs（总量）存在致癌风险、Ni存在非致癌风险的主要途径。所有存在不可接受风险的点位基本集中在拆解区。为了保护人体健康,此典型场地污染物的风险控制值应为基于致癌和非致癌两种效应下的控制值的较小值,分别为Ni-475 mg·kg-1、Cu-1950 mg·kg-1,表明后期需要对拆解区土壤中这2种关注污染物修复后才能开发利用。
王瑞国[3]（2021）在《指示性多氯联苯在蛋鸡体内迁移转化及代际传递规律研究》文中提出多氯联苯（PCBs）及其羟基化代谢物（OH-PCBs）在自然界中广泛存在,对动物和人类健康造成极大威胁。但是,对于PCBs和OH-PCBs在养殖动物体内吸收、代谢、富集和迁移规律等基础问题的研究还存在大量空白。为此,本论文研究了环境中污染丰度较高的7种指示性PCBs（IN-PCBs）同系物在蛋鸡体内迁移转化和代际传递规律。基于气相色谱串联质谱（GC-MS/MS）建立了饲料和动物组织样品中IN-PCBs和OH-PCBs高灵敏检测方法。通过优化硫酸硅胶脱脂方法,研究IN-PCBs在硅胶柱上“吸附—洗脱”行为,设计玻璃层析柱自动加压装置,实现了样品溶液高效、快速、批量净化,极大提高了IN-PCBs样品前处理效率;提出了针对复杂样品基质中OH-PCBs检测的“反萃+冷冻离心+硫酸硅胶”的净化思路,简化了OH-PCBs检测步骤,扩大了检测目标物范围;探明了OH-PCBs分子结构特征及其Log P值对其在气相色谱柱DB-5MS上洗脱行为影响的规律,为科学合理推测未知OH-PCBs分子结构提供了依据。开展了鸡肝微粒体体外代谢IN-PCBs试验,揭示了鸡肝脏微粒体对PCBs发生羟基化代谢的分子结构专一性。鸡肝微粒体无法代谢苯环对位（para-）全部被氯原子取代的PCBs（PCB 28、PCB 118、PCB153、PCB 138和PCB 180）,能够代谢苯环上至少存在1对毗邻的对位/间位（para/meta-）无氯取代的PCBs（PCB 52和PCB 101）,代谢产物的羟基发生在对位（para-）和间位（meta-）。鸡肝微粒体对PCB 101羟基化代谢的米氏常数Km约为5.7μmol/L,其中4`-OH-PCB101是主要代谢产物,代谢速率约为3`-OH-PCB 101的4倍。开展了蛋鸡暴露IN-PCBs试验,探明了7种IN-PCBs同系物在“饲料—蛋鸡—鸡蛋—雏鸡”全链条中的迁移转化规律。总体上看,IN-PCBs在蛋鸡体内具有高吸收率、高亲脂性和高代际传递的特点,IN-PCBs分子中氯原子的数量和取代位置是影响其在蛋鸡体内迁移转化行为的主要因素。其中,氯原子取代数量决定了其在蛋鸡体内吸收、分布、蓄积和代际传递行为,氯原子取代位置决定了IN-PCBs能否被代谢。氯原子数量越多,吸收率相对越低,在体内组织间分布速率下降,但由母体向鸡蛋的传递能力增强。OH-PCBs在蛋鸡体内的分布特征与前体PCBs显着不同,具有易于在血液持留和向鸡蛋传递蓄积,难以在体内脂肪组织中富集的特点。其中,血浆中4`-OH-PCB 101浓度是蛋黄、肝脏、脂肪等组织中浓度的3.7、23.8和200倍。开展了IN-PCBs及OH-PCBs代际传递试验,子代雏鸡组织间IN-PCBs分布浓度和模式较母体蛋鸡组织发生了大幅变化,子代肝脏和鸡肉中呈现出显着的IN-PCBs浓度放大效应;IN-PCBs同系物代际传递模式具有分子结构选择性,低氯取代（3氯）的PCB 28由母体向子代传递呈稀释效应;高氯取代（≥5氯）的IN-PCBs由母体向子代传递呈放大效应,且具有氯原子取代数量越多,放大效应越强的趋势;鸡胚胎发育阶段已经表现出对PCBs的代谢作用,子代雏鸡体内4`-OH-PCB 101/PCB 101相对丰度显着高于母体蛋鸡。综上所述,本研究的结果为检测IN-PCBs和推测未知OH-PCBs分子结构提供了技术手段,为科学评估蛋鸡IN-PCBs暴露引起的食品安全风险和蛋鸡产品中IN-PCBs等环境污染物溯源提供了理论支撑。
张帆[4]（2021）在《纳米零价铁与四氯联苯对赤子爱胜蚓的联合毒性效应》文中研究表明纳米零价铁（nanoscale zero-valent iron,nZVI）日益广泛地应用于污染场地修复,多氯联苯（polychlorinated biphenyls,PCBs）是电子垃圾拆解污染场地的主要持久性有机有毒污染物之一。工程修复材料和持久性有毒物质联合作用对场地功能性生物的毒性影响及机制有待深入研究。本论文选取nZVI和3,3’,4,4’-四氯联苯（PCB77）为受试污染物,以赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）为土壤模式生物,采用基于正交试验设计的温控土壤暴露实验,在个体、组织细胞及分子水平上研究了nZVI和PCB77单一及联合暴露对蚯蚓的毒性影响及污染物在蚯蚓中的富集规律。主要研究结果如下:（1）赤子爱胜蚓对nZVI和PCB77具有生物富集作用。在28天的暴露周期内,蚯蚓对铁的富集呈现浓度依赖性（7.89-16.34 mg/kg）,对PCB77的富集量随着暴露时间的延长逐渐增加并于第14天达到峰值（13.86-96.73 mg/kg）。nZVI促进了PCB77在蚯蚓中的富集,10 g/kg nZVI与1 mg/kg PCB77共存显着提高了蚯蚓体内PCB77的含量,与未添加nZVI相比上升了169.64%。同时,nZVI对土壤中PCB77的降解具有促进作用,且随nZVI浓度的上升作用增强。（2）nZVI和PCB77联合暴露对赤子爱胜蚓产生协同毒性作用。PCB77和nZVI共存显着抑制了蚯蚓的生长和繁殖,最高抑制率分别为16.32%和93.16%。蚯蚓的表皮透射电子显微镜（TEM）图像显示nZVI与PCB77共暴露28天后蚯蚓上表皮出现破损,角质层结构紊乱。蚯蚓体腔细胞凋亡数据也进一步显示出nZVI和PCB77共暴露对蚯蚓细胞的损伤呈现协同效应,且损伤程度随暴露水平的上升而加重。PCB77和nZVI在相应的高水平（10 mg/kg和10 g/kg）协同诱导蚯蚓发生氧化应激和脂质过氧化反应,导致蚯蚓体内活性氧（ROS）和丙二醛（MDA）含量显着上升,抗氧化酶超氧化物歧化酶（SOD）和过氧化氢酶（CAT）的活性在暴露早期及中期（2-14天）显着上升且在暴露晚期（28天）受到抑制。经皮尔逊（Pearson）相关性分析,蚯蚓体重和ROS可作为PCB77和nZVI联合毒性作用的敏感响应指标（r>0.784,p<0.05）。（3）nZVI和PCB77联合暴露干扰赤子爱胜蚓体内的代谢过程。蚯蚓暴露于PCB77和nZVI后共检测到102种代谢物,其中脂类和有机酸类代谢物分别占总代谢物数量的34.69%和26.53%。在10 mg/kg PCB77处理组、10 g/kg nZVI处理组和10 mg/kg PCB77&10 g/kg nZVI联合暴露组蚯蚓中筛选出与对照相比含量有显着性差异的代谢物分别有13种、25种和36种。代谢通路富集分析显示,蚯蚓暴露于10 mg/kg PCB77后体内的氨基酸代谢被显着促进,10 g/kg nZVI暴露下蚯蚓的三羧酸（TCA）循环和能量代谢受到干扰,10 mg/kg PCB77和10g/kg nZVI联合暴露下蚯蚓受到的代谢扰动较单一暴露更为显着,蚯蚓的TCA循环、有氧呼吸及谷氨酸代谢受到阻碍。
张龙飞[5]（2021）在《六溴联苯在上海地区环境中的污染状况及其对斑马鱼的毒性效应研究》文中研究表明六溴联苯（Hexabromobiphenyls,简称HexaBBs）是2009年《斯德哥尔摩公约》中新增的持久性有机污染物之一,HexaBBs能通过湿沉降、径流和淋滤等多种方式暴露于土壤和水生环境中。土壤和水体底泥是其主要的蓄积库,土壤生物和水生生物可能会通过摄食有机碎屑、河底沉积物或直接摄入HexaBBs等方式成为HexaBBs携带者。由于HexaBBs具有亲脂性和持久残留性等特性,能经食物链产生生物放大效应,被水生生物摄入的HexaBBs可能会对机体的内分泌系统产生干扰作用,最终威胁到水产品的质量安全,甚至人类健康。HexaBBs是环境样品、生物样品以及人体组织中检出最为频繁的多溴联苯（Polybrominated biphenyls,简称PBBs）组分;2014年,我国虽在《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约修正案》中增加了HexaBBs,但关注时间相对较晚,尚未颁布关于测定环境和生物基质中PBBs的标准方法,鲜有关于环境介质中HexaBBs的污染状况、运移规律以及毒理效应的研究。本文建立水产品中痕量水平HexaBBs的气相色谱方法,并对HexaBBs在不同水产品中的蓄积差异性进行特征分析。根据上海市各辖区工业区的分布,对生产阻燃剂厂、电子厂以及塑料厂等附近区域调研,并采集土壤、水样和生物样品80件;初步分析了HexaBBs在上海市部分工业区附近的残留水平、分部特征和潜在来源;选取PBB153为暴露物,以斑马鱼为模式生物,初步评价了PBB153对斑马鱼机体中性激素（17β-雌二醇（17β-Estradiol,简称E2）、睾酮（Testosterone,简称T））以及卵黄蛋白原（Vitellogenin,简称Vtg）水平的影响。主要研究结果如下:（1）建立了水产品中5种HexaBBs的气相色谱分析方法。对前处理方法的提取试剂、超声时间和固相萃取小柱以及毛细管色谱柱的类型进行了优化。确定10mL乙酸乙酯为提取试剂、超声时间为10 min,采用硅胶SPE柱除杂模式净化,收聚流出液和洗涤液后并氮吹至干;最后采用1 mL正己烷复溶,经配有DB-17MS色谱柱的气相色谱分析效果最佳。5种HexaBBs单体在0.20-10.00 ng·mL-1质量浓度范围内线性关系良好,线性相关系数（R2）均大于0.998,方法检出限为0.50μg·kg-1,定量限为1.00μg·kg-1。在1.00μg·kg-1、5.00μg·kg-1水平下加标回收率在77.15%-118.14%范围内,相对标准偏差（RSDs）在0.56%-13.32%之间,并用于鲫鱼（Carassius auratus）、大黄鱼（Larimichthys crocea）、中华绒螯蟹（Eriocheir sinensis）等实际样品中5种HexaBBs的测定。结论表明:本方法可用于定量分析水产品中残留的痕量HexaBBs,并且发现HexaBBs在不同营养级的水产品间可能存在蓄积性差异。（2）研究了上海市部分工业区附近环境介质中HexaBBs的污染状况、潜在来源以及迁移特征。本文采用气相色谱-质谱联用仪（GC-MS/SIM）对80个环境介质（水样、土壤和生物样品）中的HexaBBs进行定量分析;结果表明在采集的水样（n=13）、土壤（n=18）和生物样品（n=49）中HexaBBs的检出率分别为0%、66.67%和83.67%;PBB155、PBB153和PBB154在土壤样品中的检出率分别为44.44%、27.78%和5.55%;PBB155、PBB153、PBB154、PBB156和PBB159在生物样品中的检出率分别为61.22%、44.90%、20.41%、8.16%和2.04%。水样中未检出HexaBBs,PBB155、PBB153和PBB154在土壤样品的检出含量值分别为0.108—0.173μg·kg-1、0.111—0.159μg·kg-1和0.138μg·kg-1;PBB155、PBB154、PBB153、PBB156和PBB159在生物样品中的检出含量值分别为0.103—0.237μg·kg-1、0.101—0.238μg·kg-1、0.103—0.257μg·kg-1、0.102—0.169μg·kg-1和0.178μg·kg-1。本研究首次在上海市部分工业区附近区域的环境介质中检出HexaBBs,虽然结论表明残留水平较低,但由于HexaBBs具有持久残留性和亲脂性,易于在脂肪含量较高的生物体内蓄积,采集点附近的人群可能存在被其暴露的潜在危害。本研究为监测环境介质中HexaBBs的残留水平以及评估HexaBBs对生物体产生的潜在危害提供基础数据。（3）初步探讨了PBB153对斑马鱼体中性激素（E2、T）以及Vtg等指示物水平的影响。结果表明,与空白对照组相比,PBB153能够对斑马鱼机体中E2、T和Vtg的分泌产生不同程度的抑制效应。随着PBB153暴露水平的增大,抑制效果显着增强（P<0.05）,且存在一定的剂量-效应关系。这可能源于PBB153干扰了E2、T合成过程中限速酶（比如:CYP19、CYP11A1）的活性,而E2是合成Vtg的主要类固醇激素,继而引起Vtg水平的下降;或是PBB153与芳香烃受体（AhR）相互作用后,诱导产生了细胞色素P4501A1或P4501B1,加速了E2的氧化代谢,最终表现出抗雌激素效应。本研究以斑马鱼为模式生物,初步评价了PBB153对斑马鱼机体中E2、T以及Vtg水平影响,为研究PBBs等环境污染物对水生生物内分泌系统（下丘脑-垂体轴）产生的毒理作用提供参考。建立水产品中HexaBBs的测定方法,并运用该方法对上海市采集的样品进行了测定分析,获得了上海市部分工业区附近环境介质中HexaBBs污染的最新水平;该研究能够为环境介质中HexaBBs测定标准的颁布以及潜在风险评估,提供相应的数据和技术支持。本研究以PBB153为例、斑马鱼为模式生物初步分析了其对斑马鱼机体中E2、T和Vtg水平的影响,这对揭示PBBs等环境污染物干扰水生生物内分泌系统的调节机制具有重要意义。
蒋玲玲[6]（2021）在《新型溴系阻燃剂十溴二苯乙烷在土壤系统中的富集转化及毒性效应》文中进行了进一步梳理十溴二苯乙烷（Decabromodiphenylethane,DBDPE）是一种新型溴系阻燃剂（Novel brominated flame retardants,NBFRs）,大量的生产使用和环境中的高检出率使其环境风险正受到广泛关注。然而,当前关于陆地生态系统中DBDPE的毒性效应知之甚少。本研究探究不同剂量（5、10、20、50和100 mg kg-1）DBDPE暴露在蚯蚓体内的富集转化规律及对土壤系统中生物的毒性效应。主要研究结果如下:（1）DBDPE能够在蚯蚓体内积累且平衡后的富集因子（BAFs）值为0.028-0.213（g.dw,worm g-1·dw,soil）,而蚓粪中DBDPE浓度是蚯蚓体内的2.84-37.95倍。另外,清除过程符合一级动力学模型（R2>0.81）,半衰期（t1/2）介于1.53-2.14 d之间。富集和清除实验表明蚯蚓体内DBDPE的生物积累能力低。通过GC-ENCI-MS分析发现了至少4种脱溴产物,表明DBDPE在蚯蚓体内发生了生物转化。组织病理学及微观结构观察发现DBDPE胁迫导致了蚯蚓皮肤表面收缩、环状肌层萎缩、细胞质浓染及空泡化等不同程度的损伤。（2）DBDPE胁迫下蚯蚓的生长和回避行为没有受到显着的影响,但细胞分子水平指标的响应结果表明DBDPE能够影响蚯蚓的生理生化过程。总体上看,与对照组相比,暴露0-14 d,超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）以及总抗氧化能力（T-AOC）被显着诱导（p<0.05）,MDA变化不明显。但随着暴露时间延长,DBDPE对SOD的诱导作用减弱,T-AOC和CAT被抑制,三者活性均下降,而MDA含量与对照组相比显着增加（p<0.05）。10 mg kg-1DBDPE暴露显着增加了蚯蚓体内ROS含量（p<0.05）且随着暴露浓度的增加ROS含量先增加后稳定。另外,与对照组相比,细胞色素P450（CYP450）和谷胱甘肽转移酶（GST）被显着诱导（p<0.05）,随时间的增加,诱导作用先增加后降低。CYP450对DBDPE胁迫的响应更明显。通过时间/剂量-效应及相关性分析筛选出CYP450、GST、ROS和MDA是比较敏感的指标。（3）在整个暴露期内,微生物量碳（MBC）含量和土壤基础呼吸（SBR）强度普遍高于对照组,而代谢熵（qCO2）随时间延长先增加后下降。另外,脲酶（US）活性总体变化不大,但在28 d高浓度（50和100 mg kg-1）DBDPE抑制了 US活性。与US相比,荧光素二乙酸酯水解酶（FDA）对DBDPE更加敏感,在21 d被显着诱导（p<0.05）,FDA活性增加。此外,暴露60 d后DBDPE胁迫虽未降低微生物群落多样性但改变了其群落结构组成,以变形菌门中γ变形菌纲的变化较大。与对照组相比,不同处理组中γ变形菌纲丰度下降了 8.42-11.56%。
张潇[7]（2021）在《腌熏肉制品中N-亚硝胺类化合物分析方法研究》文中进行了进一步梳理腌熏肉制品中的亚硝胺类化合物具有浓度低、风险高的特征,对人体产生严重毒性,且摄入过多导致癌变。食品样品中检测N-亚硝胺类化合物的方法往往由于食品基质本身的特点而导致其受到诸多干扰,且N-亚硝胺类物质在分子量和挥发性上也存在较大差异,所以目前少有同时检测挥发性亚硝胺和非挥发性亚硝胺的方法报道,故开发一种同时检测腌熏肉制品中挥发性亚硝胺和非挥发性亚硝胺的分析方法对食品安全管控极为重要。鉴此,针对国内现状,本研究基于同位素内标法定量,建立了超声波提取-固相萃取法结合高效液相色谱-串联质谱法对腌熏肉制品中13种N-亚硝胺类化合物的有效检测方法;并按照方法学验证的法规要求,分别对线性关系、精密度、回收率、检出限、定量限和基质效应进行了研究。所得结论如下:（1）利用超声波提取-固相萃取法结合高效液相色谱-质谱联用仪测定腌熏肉制品中13种N-亚硝胺类化合物,得出以下最佳分析方法:样品经过10 m L乙腈超声提取10 min,并经冷冻及正己烷去脂,通过中性氧化铝固相萃取小柱净化,再经旋转蒸发仪40°C浓缩,经PTFE ACRODISC CR13滤膜过滤,借助0.1%水溶液-甲醇为流动相进行梯度洗脱,所得目标物经ACE Excel C18-AR色谱柱分离,APCI+结合ESI+经选择多反应监测（MRM）模式分析监测,内标法定量。（2）对以上建立的方法进行方法学考察,发现:优化后的13种N-亚硝胺类化合物均在线性范围1-20 ng/m L线性关系良好,线性方程相关系数R均≥0.9990;检出限（LOD）为0.0008-0.1200μg/kg,定量限为0.0020-0.4000μg/kg,可满足实际的N-亚硝胺类化合物检测需求。该法在0.40μg/kg、2.0μg/kg、8.0μg/kg三个水平上的加标回收率为66%-130%,相对标准偏差（RSD）为1.0%-12.4%,该法简单快捷,灵敏度高,精密度好,适用于测定腌熏肉制品中13种N-亚硝胺类化合物的含量。（3）使用同位素内标法考察基质效应对13种N-亚硝胺类化合物定量的影响。对比结果表明:每种亚硝胺都受到不同程度的基质增强或基质抑制效应,说明含基质校准溶液可用于同位素内标法-高效液相色谱/质谱联用技术对腌熏食品中13种亚硝胺类化合物的准确定量。
彭竞瑶[8]（2021）在《工业城市土壤复合污染物生态风险评价及预警 ——以长春市为例》文中指出第二次工业革命后全球工业经济得到了迅猛发展,随之而来的是工业活动中产生的污染物,这些污染物通过多种途径汇集到工业城市土壤中,由此产生的土壤污染问题已经引起广泛关注。工业城市土壤中污染物种类繁杂,评价某一种或类污染物的污染情况是片面的。以土壤生态为受体,研究尽可能多种类的复合污染物（Compound Pollutants,CPs）对生态的影响显得尤为重要。此外以往的研究主要局限在过去和现在土壤污染情况,但是对于环境问题“防患于未然”要优于“出现问题再解决”。因此建立模型预测工业城市未来土壤污染物浓度及对CPs进行生态风险预警能够给政策制者提供预留时间和有针对性的建议。本研究以典型工业城市-长春市作为研究对象,长春市拥有着汽车制造、化工制造等重工业,并且工业化早、城镇化率高。几十年间长春市的整体产业活动可以视作一个动态的污染源,作为建立污染源活动与土壤污染物累积关联模型的前提条件。本研究首先对长春市土壤样品中44种污染物（13种重金属（Heavy Metals,HMs）,16种多环芳烃（Polycyclic Aromic Hydrocarbons,PAHs）,7种多氯联苯（Polychlorinated Biphenyls,PCBs）和8种有机氯农药（Organochlorine Pesticides,OCPs））的浓度进行检测,运用富集因子法（Effect Factor,EF）和污染负荷指数法（Pollution Load Index,PLI）评价单一污染物（Single Pollutant,SP）及CPs的污染程度。然后应用污染安全指数法（Contamination Security Index,CSI）对CPs生态风险进行评价。建立长春市污染源活动与土壤污染物累积关联模型,借助经济学领域的经典模型预测2019年-2040年长春市污染源活动动态趋势,计算未来20年土壤污染物累积浓度,对长春市土壤CPs生态风险进行预警。主要内容如下:（1）44种污染物中Cd（6.07）、Flt（5.62）、Pyr（5.10）和BaA（5.07）的平均EF值大于5,长春市土壤中该4种污染物受到外界干扰严重;（2）复合PAHs（（?））的平均PLI值（2.07）是所有CPs中最高的,即该类污染物受到最为明显的人为活动影响;（3）基于污染物质的效应范围值,研究了长春市土壤中五类CPs的CSI值。结果显示超过一半的长春市土壤处在中等及中等以上的CSI-（?）生态风险下,这种风险主要是Phe、Flt、Pyr、Flu、Acy、Ant、Chr和Ba A贡献的;（4）通过对长春市土壤中CSI-（?）的地域分布图了解长春市土壤风险最高的地方集中在长春市西南角,即工业密集、交通繁忙的长春市核心区域;（5）根据三种情景分析,预测了长春市2019-2040年土壤污染物浓度并进行了生态风险预警。结果表示如果不采取有效措施,长春市土壤平均CSI-（?）会在2025年或2030年达到非常高风险,平均CSI-（?）会在2025年达到高风险。本研究对土壤CPs的生态风险评价提供理论依据;为土壤污染物浓度预测研究提供了新的思路;为保障长春地区土壤生态和人体健康安全提供支撑;为决策者在土地污染管理和防控方面提供参考。
张爱芹[9]（2021）在《内蒙古典型功能区土壤中POPs的污染特征及人体暴露风险评估》文中指出经济的发展和社会的进步带给人类丰富的物质享受的同时,也给生态环境带来了挑战,一旦人类赖以生存的环境出现严重问题,必将反噬社会成果,造成危害乃至引发灾难。当今时代,追求“天更蓝、树更绿、水更清、城更美”的美好生态环境,已成为人类的共同心声。持久性有机污染物（Persistent Organic Pollutants,POPs）能持久存在于环境中,通过挥发、扩散、迁移、干湿沉降等方式实现污染物的时空分布,造成各种环境介质污染。尤其是POPs具有致癌、致畸、致突变和内分泌干扰等特性,随着其在食物链中的累积放大,最终将危害到人类的健康,所以POPs污染问题已越来越引起世界各地的广泛关注。内蒙古位于北部边疆,是我国重要的生态屏障,关系到东北、华北、西北甚至全国的生态安全。高海拔的地理位置、独特的民族饮食文化,农牧区土壤亲脂性表皮易于POPs的蓄积,而多元化的产业结构有利于POPs的环境行为规律分析。为此,本研究以我国内蒙古自治区为研究区域,通过分析工农牧3大功能区土壤和树皮中多溴联苯醚（PBDEs）、多氯联苯（PCBs）、新型卤代阻燃剂（NBFRs和DPs）4类代表性POPs的污染特征,探讨其迁移规律和可能的来源,明确不同POPs类物质的长距离迁移能力,并评估人体暴露风险,以期为我国民族地区的POPs污染和防治提供数据支撑,促进民族地区生态环境可持续发展。研究结果发现:（1）工业区土壤中∑8PBDEs的浓度范围是1407.89-27466.17 pg·g-1,平均值为17576.43 pg.g-1,比国内PBDEs高污染的垃圾拆解地低2-5个数量级,略高于北京、上海等国内大城市中的污染水平,农牧区土壤中PBDEs的水平与欧洲背景土壤和长江三角洲地区的水平范围大致相当,但比青藏高原大约高出两个数量级。树皮的总平均水平略低于中国地区树皮的平均水平及美国乡村和城市树皮的浓度水平。BDE209是所有样品中最主要的同族体,工业区土壤中BDE209的平均浓度约为农业区土壤的12倍,约为牧区土壤的8倍,且与农、牧区土壤的浓度水平均存在显着性差异,主要是工业区存在Deca-BDEs工业品的使用源,在迁移过程会发生降解。而农、牧区土壤浓度水平间则无显着性差异,农牧区Deca-BDEs工业品的使用源较少,可能污染源类似。除BDE209外,包头工业区土壤中以高溴代BDE183、BDE99为主要污染物,呼和浩特工业区以BDE28、BDE99、BDE100为主要污染物,这主要受两个城市工业化发展定位的影响,呼和浩特作为新工业区,历史较短,并倾向于节能环保企业,污染相对低,高溴代PBDEs迁移能力弱,易于在污染源周边土壤中沉降。高溴代PBDEs在迁移过程可能发生降解,形成更容易迁移的低溴代物,从而长距离影响到农业区和牧区。迁移能力较强的低溴代BDE28、BDE47是工业区树皮和大气中的主要成分,农业区树皮与工业区树皮在PBDEs同族体构成上具有一致性,反映出工业区与农业区的大气污染具有同源性,农牧区PBDEs污染主要来自外源性大气输入。健康风险评估发现PBDEs对人体的致癌、非致癌风险是很低的,但值得注意的是农牧区BDE28的非致癌风险已经超过BDE209的影响,而且农牧区低溴代BDE28、BDE47的非致癌风险甚至高于工业地区。（2）工农牧区土壤中∑18PCBs的浓度范围是10.13-335.82 pg·g-1,平均浓度为65.77 pg·g-1,与国内外相比是较低的。PCB28强的迁移能力使其在非工业区土壤中对总浓度的贡献率要高于工业区。低氯代PCB28和PCB52在各个样品中的检出率为100%,已成为内蒙古无处不在的污染物。高氯代PCBs（Penta-PCBs、Hexa-PCBs、Hepta-PCBs）在工业区土壤中平均污染水平要高于农业区和牧区,弱的迁移能力导致其更多影响工业区污染源周边的土壤。工业区树皮中PCBs总的浓度水平略高于农业区树皮,但工业区与农业区树皮间均无显着性差异,反映出内蒙古地区大气中的PCBs污染物具有同源性。DL-PCBs主要污染在土壤环境介质中,包头工业区土壤中12种DL-PCB是所有研究区域里最大的,平均浓度水平为26.28 pg·g-1,而呼和浩特工业区毒性当量值最高（0.0616 pg WHO-TEQ·g-1）。土壤中PCB118对DL-PCBs总浓度贡献率最高,是农牧区毒性当量浓度主要贡献同族体。内蒙古地区PCBs污染主要来自热相关工业过程产生的UP-PCBs。研究显示低氯代PCBs长距离迁移影响到偏远的牧区,牧区儿童的非致癌暴露风险已经超过工业区成年男性的非致癌风险。（3）工农牧区土壤中6种NBFRs的浓度范围是1.06-981.51 pg·g-1,平均浓度132.07 pg·g-1,DPs浓度范围是ND-352.53 pg.g-1,平均浓度为58.59 pg·g-1,与国内外相比均处于较低的污染水平。不同类型的新型卤代阻燃剂表现出TBPH>PBBA>anti-DP>syn-DP>HBB>PBT>PBBz>PBEB的趋势。研究显示,HBB在迁移过程容易发生降解,相比于PBBZ、PBT两种,PBBA、TBPH、DPs迁移能力偏弱,更容易在污染源周边沉降。TBPH是工业区的主要污染物,存在点源污染。PBBz和PBT迁移能力较强,农牧区的污染水平要高于工业区,污染并非来自当地工业区,主要是低海拔地区的远源污染,已是内蒙古地区普遍污染性物质。DPs的fanti表现出牧区>农业区>工业区的趋势,DPs与PBBA和TBPH均有弱相关性,可能具有类似的污染源。研究发现包头工业区NBFRs和DPs对人体的每日暴露量均是最大的,迁移能力弱的TBPH、PBBA对工业区居民暴露风险影响大,而迁移能力强的PBT和PBBz对偏远牧区居民的暴露风险影响大。（4）PBDEs与人血清白蛋白（HSA）相互作用的亲和力大小是动力学结合速率和解离速率共同作用的结果。除BDE209外,溴原子个数增加（从BDE28、47、99、153到183,依次为三溴至七溴）,降低了复合物的解离速率而利于PBDEs与HSA的结合,同分异构体中,受结合速率的影响,邻位溴代比间位溴代更有利于PBDEs与HSA的结合。分子对接表明8种PBDEs在HSA结合位点site I处周边的氨基酸残基类型存在差异,导致不同类型PBDEs与HSA间的范德华力、氢键以及静电力等存在差异,进而影响到亲和力的强弱。对于DL-PCB和非DL-PCB与HSA相互作用的动力学过程有明显差异,亲和力却表现出相同的规律,即DL-PCB与HSA的作用力要大于非DL-PCBs。DL-PCBs（PCB77、105/118、169）和非 DL-PCBs（52、101、138、到 180）,随着氯原子个数增加,与HSA的亲和力依次增大。分子对接表明不同氨基酸残基的静电力、π—π作用等是PCBs与HSA相互作用的总驱动。比较发现,BDE153、154、183与HSA的亲和力相对较大,而 BDE28、BDE47、BDE100、BDE209、PBBz、TBPH 与 HSA 的亲和力相对较小。结合POPs与HSA的亲和力数据和健康风险评价方法,发现工业区土壤中4类POPs总的人体内暴露风险最高（Ctr=20.20ng·kg-1bw）,其次为农业区（Ctr=2.82 ng·kg-1bw）,牧区最低（Ctr=2.71 ng·kg-1bw）。对于不同类型的POPs,土壤中BDE209对内蒙古各功能区人体的内暴露风险都为最高,BDE183、BDE154,BDE153与HSA强的结合能力,增加了其对农牧区人体的内暴露风险,而BDE28、BDE47与HSA弱的结合能力降低了对农牧区人体的内暴露风险。UP-PCBs对人体的内暴露风险是最低的,高氯代PCBs仅在工业区有一定程度的暴露,对农牧区影响较小,而低氯代PCB28是工农牧区居民内暴露风险最大的同族体。农牧区居民NBFRs和DPs的内暴露风险已经与工业区在同一数量级,PBBA、PBT与HSA强的结合能力增加了其对工农牧区人体的内暴露风险,而PBBz与HSA相对弱的结合能力尤其降低了对牧区的内暴露风险。内蒙古农牧区土壤中DPs 比工业区具有更高的fanti,受与HSA相互作用亲和力的影响,进一步增加了anti-DP在农牧区人体内的暴露风险。
张超奇[10]（2021）在《大花黄牡丹籽油精炼过程中化学成分的变化及其功能成分研究》文中提出油用牡丹作为时兴的木本油料作物,近年掀起了一股研究热潮,然而关于西藏特有植物“大花黄牡丹”（Paeonia ludlowii）籽油的科学研究较少。本研究采用冷榨法和有机溶剂萃取法两种方法进行提取并精炼出大花黄牡丹籽油,探索出提取工艺方法和精炼技术对牡丹籽油的生物学理化性质指标、脂肪酸组成成分、香气组成成分及体外耐受抗氧化性能等方面的重要影响;并对不同贮藏期对脂肪酸、营养物质以及抗氧化剂对牡丹籽油货架期的影响做了深入研究;并对4个牡丹品种的总酚、抗氧化活性、次生代谢产物进行了对比分析。结果表明:1、两种方法中以有机溶剂浸提法的出油率较高（29.2%）、冷榨法较低（23.6%）。2、精炼过程对两种提取方法的大花黄牡丹籽油的折光指数影响较小,而对牡丹籽油的酸价、过氧化值、碘价等影响区别较大。压榨法提取:碘价在脱色后为140 g I/100 g,酸价脱酸后为0.36 mg KOH/g,过氧化值脱酸后为1.89 mmol/kg,再经脱色后为0.76 mmol/kg,皂化值在脱臭后为182 mg/g,且都存在显着性差异（P<0.05）,溶剂法提取:碘价在脱色后为158 g I/100 g,酸价脱酸后为0.35 mg KOH/g,过氧化值脱酸后为1.57 mmol/kg,再经脱色后为0.85 mmol/kg,皂化值在脱臭后为176 mg/g,且都存在显着性差异（P<0.05）。冷榨法提取所得牡丹籽油外观颜色为暗黄色,但是经脱臭过程后得到的油脂几乎为无色无味。3、2种提取方法对大花黄牡丹籽油的脂肪酸组成和含量无明显影响,但是相比溶剂法提取牡丹籽油,压榨法提取大花黄牡丹籽油的脂肪酸含量在精炼步骤中变化波动更小,更稳定。据GC-MS结果分析显示,大花黄牡丹籽油中不饱和/饱和脂肪酸的相对含量分别约为87.51%和12.49%。亚麻酸、油酸和亚油酸的相对含量在不饱和脂肪酸中占比较大,其中油酸、亚油酸和亚麻酸含量最高分别约占42.25%、15.29%和29.44%,而硬脂酸和棕榈酸是饱和脂肪酸的主要组成成分。4、以不同加工处理的大花黄牡丹籽油为研究目标,运用顶空固相微萃取（HS-SPME）和气相色谱质谱结合方法技术（GC/MS）对不同处理阶段的10种大花黄牡丹籽油样品进行香气成分分析,共29种挥发物质被检出,压榨法油经精炼后分别检测出15,16,16,18和15个香气组分,溶剂法油经精炼后分别检测出16,14,19,14和13个香气组分,其主要挥发物种类各不相同。从以上分析结果可以看出,牡丹籽油中含有丰富的挥发性风味物质,主要风味物质包括苯乙烯、Benzaldehyde、壬醛、反式-2,4-庚二烯醛、甲基异丁基酮、苯甲醇、正辛醇等5、2种天然抗氧化剂对大花黄牡丹籽油的货架期有着较为明显影响,抗氧化效果为0.04%茶多酚+毛油>0.04%竹叶黄酮+毛油>毛油,常温25℃下的货架期分别为200.73 d、134.90 d、131.61 d,In（IP）与温度存在线性关系,但是所建立的方程只能在一定的温度区间内适用,不能准确外推预测牡丹籽油所测温度区间以外的货架期。对常温下不同放置时间对四种牡丹籽油脂肪酸成分及含量的影响进行分析,主要脂肪酸组成和含量随储存时间的延长变化较明显,低海拔的PO和PR营养成分含量较高,但高海拔的PD和PL相对更安全,互有利弊,四种牡丹籽油的α-亚麻酸、亚油酸和油酸等主要脂肪酸在第二个月时相对含量较高,成分保留较好,第三个月开始损失较大。6、本研究对4种植物油中主要脂肪酸成分和含量进行比较分析,共检测出主要脂肪酸十种,其中不饱和脂肪酸含量大小顺序依次为PO>PR>PD>PL。四种牡丹籽油中,发现凤丹籽油亚油酸含量高于油酸含量,而其他油脂样品都表现为油酸含量高于亚油酸含量。7、本研究对不同品种的牡丹籽油总酚、抗氧化能力及次生代谢物进行比较分析,四种牡丹籽油的黄酮含量大小顺序为PD>PL>PO>PR,总酚含量大小顺序为PO>PR>PL>PD,综合比较分析认为,低海拔地区的PO和PR的抗氧化能力高于高海拔地区的PD和PL,由ABTS,DPPH,和FRAP分析显示结果与总酚含量结果成正相关,有趣的是,而检测到总黄酮含量却和三种抗氧化活性相关性较弱,因此我们得出结论,并不是黄酮类化合物和在抗氧化效果中起关键作用,而是总酚。8、不同品种牡丹种子油抗氧化活性的差异也可能与某些未被检测或未被关注的化学成分有关。其他次生代谢产物酚类、黄酮类、酯类、萜类等植物可以加速牡丹种子的抗氧化活性。因此,基于UPLC-MS/MS检测技术,检测到194个次生代谢物,黄酮类、酚酸类为主要次生代谢产物,发现酚类物质的相对含量大小顺序为为PL<PD<PO<PR,结果再次验证了以上推测,低海拔地区的PO和PR的抗氧化能力表现出色,高海拔地区的PD和PL抗氧化能力表现较差,这很有可能与牡丹的生境差异有关。综上可知,2种提取方法各有所长,但与溶剂法相比,冷榨法优势明显,如成本少,操作方便,整个加工过程既简便又安全,是高品质牡丹籽油提取方法的不二选择,但是精炼过程应根据牡丹籽油品质选择合适的精炼步骤,以最大限度地保留有效活性成分,与其他3种植物油相比,大花黄牡丹籽油也是一个新型安全的保健食用油的潜在候选者,对其开发具有广阔的应用前景。
二、正己烷的毒理学研究概况（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、正己烷的毒理学研究概况（论文提纲范文）
（1）3nm氧化铁纳米颗粒对斑马鱼胚胎发育的毒性作用机制的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 纳米颗粒的概述 |
| 1.2 铁氧纳米颗粒的研究 |
| 1.2.1 铁氧纳米颗粒的特性 |
| 1.2.2 铁氧纳米颗粒在生物医药领域的应用 |
| 1.3 超小亚五铁氧纳米颗粒的研究现状 |
| 1.4 斑马鱼在毒理学研究中的应用 |
| 1.4.1 模式生物斑马鱼 |
| 1.4.2 以斑马鱼作为血管和血细胞发育毒性的研究工具 |
| 1.4.3 以斑马鱼作为神经发育毒性的研究工具 |
| 1.4.4 以斑马鱼作为肝脏及肾脏发育毒性的研究工具 |
| 1.4.5 以斑马鱼作为肝脏及肾脏发育毒性的研究工具 |
| 1.4.6 以斑马鱼作为骨骼发育毒性的研究工具 |
| 1.5 斑马鱼胚胎在纳米毒理学中的应用 |
| 1.6 转录组测序技术和加权共表达网络分析 |
| 1.7 本研究的目的和意义 |
| 第二章 不同尺寸氧化铁纳米颗粒的毒理学研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验动物 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 溶液配制 |
| 2.2.4 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 不同尺寸的FeNPs制备与表征 |
| 2.3.2 FeNPs对斑马鱼胚胎的处理 |
| 2.3.3 胚胎活力统计分析 |
| 2.3.4 氧化胁迫和细胞凋亡检测 |
| 2.4 实验结果 |
| 2.4.1 3 nm FeNPs的表征 |
| 2.4.2 FeNPs对斑马鱼胚胎活力的影响 |
| 2.4.3 FeNPs导致的斑马鱼胚胎的畸形率 |
| 2.4.4 FeNPs对斑马鱼胚胎的氧化胁迫作用 |
| 2.4.5 FeNPs处理斑马鱼胚胎后的凋亡检测 |
| 2.5 小结和讨论 |
| 第三章 不同尺寸FeNPs对斑马鱼器官发育的形态学影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 实验动物 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 血红蛋白染色 |
| 3.3.2 原位杂交 |
| 3.3.3 油红染色 |
| 3.3.4 数据分析 |
| 3.4 实验结果 |
| 3.4.1 FeNPs对斑马鱼的心脏发育的影响 |
| 3.4.2 FeNPs对斑马鱼的血管发育的影响 |
| 3.4.3 FeNPs对斑马鱼的肝脏发育的影响 |
| 3.4.4 FeNPs对斑马鱼肾脏发育的影响 |
| 3.4.5 FeNPs对斑马鱼软骨发育的影响 |
| 3.5 小结和讨论 |
| 第四章 FeNPs对斑马鱼神经肌肉和运动系统发育的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 实验动物 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 图像数据分析 |
| 4.3.2 行为学分析 |
| 4.4 实验结果 |
| 4.4.1 FeNPs影响斑马鱼胚胎的神经发育 |
| 4.4.2 3 nm FeNPs影响斑马鱼胚胎骨骼肌发育 |
| 4.4.3 不同粒径FeNPs对斑马鱼自发运动的影响 |
| 4.4.4 斑马鱼胚胎的运动轨迹分析 |
| 4.5 小结和讨论 |
| 第五章 3 nm FeNPs对不同时期的斑马鱼胚胎的转录组水平的毒性分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 样品准备 |
| 5.2.2 高通量测序流程 |
| 5.2.3 RNA-Seq数据过滤与分析 |
| 5.2.4 实时定量荧光PCR |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 总RNA质检结果 |
| 5.3.2 RNA-Seq数据过滤和Reads的表达分布 |
| 5.3.3 斑马鱼胚胎发育不同时期的差异基因表达及分析 |
| 5.3.4 实时定量PCR验证数据可靠性 |
| 5.4 小结和讨论 |
| 第六章 加权共表达网络分析挖掘3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎发育的毒性的关键基因 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.4 实验结果 |
| 6.4.1 差异表达基因共表达模块的构建 |
| 6.4.2 模块内基因GO功能和KEGG pathway富集分析 |
| 6.4.3 关键hub基因的筛选 |
| 6.4.4 特定模块的共表达网络分析 |
| 6.5 小结与讨论 |
| 6.5.1 hub基因plcd1a对神经肌肉的毒性分析 |
| 6.5.2 hub基因prkcdb涉及的涉及的过氧化损伤和炎性反应 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 本文的主要结论 |
| 7.2 本文的创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录一 转录组测序Clean reads的数量 |
| 附录二 转录组测序Clean reads参考基因组比对 |
| 附录三 引物序列表 |
| 攻读博士学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（2）典型场地直推式钻机取芯率评价及健康风险评估研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 污染场地调查现状 |
| 1.1.1 调查现状 |
| 1.1.2 调查流程 |
| 1.1.3 存在问题 |
| 1.2 场地调查采样技术与设备 |
| 1.2.1 钻探设备研究现状 |
| 1.2.2 最常用的钻探设备——直推式钻机 |
| 1.2.3 存在问题 |
| 1.3 场地污染物分析与健康风险评估 |
| 1.3.1 污染物分析 |
| 1.3.2 人体健康风险评估 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 直推式钻机采样压缩性能评价 |
| 2.1 采样设备和试验土壤 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 影响因子确定 |
| 2.2.2 样品采集方法 |
| 2.2.3 实验仪器 |
| 2.2.4 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同点位采集的土壤组成及取芯情况 |
| 2.3.2 不同点位土壤性质特征 |
| 2.3.3 相同深度土壤性质特征 |
| 2.3.4 样品取芯率与土壤性质参数相关性分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 典型场地污染识别 |
| 3.1 典型场地概况资料收集 |
| 3.1.1 地块现状 |
| 3.1.2 历史利用情况 |
| 3.1.3 场地污染类型识别 |
| 3.1.4 地形地貌 |
| 3.1.5 工程地质特征 |
| 3.1.6 水文地质条件 |
| 3.2 典型场地采样与分析 |
| 3.2.1 样品采集方案和采样设备 |
| 3.2.2 样品分析方案 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤取芯率特征 |
| 3.3.2 场地不同区域内土壤污染特征 |
| 3.3.3 场地特征污染物筛选 |
| 3.3.4 典型场地污染残留特征比较分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 典型污染场地健康风险评估 |
| 4.1 数据来源 |
| 4.2 评价模型 |
| 4.2.1 危害识别 |
| 4.2.2 暴露评估 |
| 4.2.3 毒性评估 |
| 4.2.4 风险表征 |
| 4.2.5 风险控制值计算 |
| 4.3 评价结果 |
| 4.3.1 关注污染物的致癌和非致癌风险 |
| 4.3.2 暴露风险贡献率分析 |
| 4.3.3 模型参数敏感性分析 |
| 4.3.4 风险控制值 |
| 4.4 修复建议 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 研究特色 |
| 5.3 不足与建议 |
| 5.3.1 不足 |
| 5.3.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（3）指示性多氯联苯在蛋鸡体内迁移转化及代际传递规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 多氯联苯简述 |
| 1.1.1 多氯联苯的化学结构 |
| 1.1.2 PCBs的命名 |
| 1.1.3 PCBs的理化性质 |
| 1.1.4 PCBs的生产和使用 |
| 1.1.5 PCBs性质 |
| 1.1.6 指示性PCBs |
| 1.2 PCBs的污染和环境行为 |
| 1.2.1 PCBs的污染来源 |
| 1.2.2 PCBs的环境行为 |
| 1.2.3 PCBs的污染监测 |
| 1.3 PCBs的毒性 |
| 1.3.1 PCBs结构—活性对应关系 |
| 1.3.2 PCBs的毒性当量 |
| 1.3.3 PCBs的毒性效应 |
| 1.4 羟基多氯联苯研究进展 |
| 1.4.1 羟基多氯联苯的生成和来源 |
| 1.4.2 人体OH-PCBs暴露 |
| 1.4.3 动物OH-PCBs暴露 |
| 1.5 研究内容和目的意义 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 目的意义 |
| 第二章 饲料和动物组织中PCBs及OH-PCBs的测定方法研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 主要标准品和试剂 |
| 2.2.2 主要仪器设备 |
| 2.2.3 标准溶液配制 |
| 2.2.4 检测材料的准备 |
| 2.2.5 样品前处理 |
| 2.2.6 仪器分析条件 |
| 2.2.7 方法验证 |
| 2.2.8 质量保证与质量控制 |
| 2.3 结果分析 |
| 2.3.1 质谱条件优化 |
| 2.3.2 样品前处理条件优化 |
| 2.3.3 结果计算 |
| 2.3.4 方法验证 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 IN-PCBs样品前处理方法改进 |
| 2.4.2 OH-PCBs样品前处理方法改进 |
| 2.4.3 OH-PCBs在气相色谱柱洗脱行为 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 鸡肝微粒体对IN-PCBs体外代谢研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 主要标准品和试剂 |
| 3.2.2 主要仪器设备 |
| 3.2.3 鸡肝微粒体孵育预实验 |
| 3.2.4 鸡肝微粒体对PCB101代谢动力学 |
| 3.2.5 肝微粒体中PCB101羟基代谢物消长动力学 |
| 3.2.6 数据分析 |
| 3.3 结果分析 |
| 3.3.1 IN-PCBs在蛋鸡肝微粒体中羟基化代谢产物研究 |
| 3.3.2 蛋鸡肝微粒体对PCB101羟基化反应代谢动力学 |
| 3.3.3 PCB101羟基化代谢物在鸡肝脏微粒体孵育体系中消长规律 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 OH-PCBs的确认与分子结构推测 |
| 3.4.2 蛋鸡肝脏微粒体对IN-PCBs羟基化代谢的分子结构选择性 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 IN-PCBs在蛋鸡体内迁移转化规律研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 主要标准品和试剂 |
| 4.2.2 主要仪器设备 |
| 4.2.3 试验动物与试验设计 |
| 4.2.4 试验日粮 |
| 4.2.5 饲养管理 |
| 4.2.6 样品采集与处理 |
| 4.2.7 样品测定 |
| 4.2.8 质量控制与数据分析 |
| 4.3 结果分析 |
| 4.3.1 生产指标与健康状况 |
| 4.3.2 IN-PCBs的表观消化率 |
| 4.3.3 饲料、鸡、鸡蛋和粪便中IN-PCBs质量守恒分析 |
| 4.3.4 鸡蛋中IN-PCBs分布和蓄积规律 |
| 4.3.5 蛋鸡组织中IN-PCBs分布和蓄积规律 |
| 4.3.6 IN-PCBs在饲料、蛋鸡组织、鸡蛋、粪便中分布模式变化规律 |
| 4.3.7 蛋鸡对IN-PCBs代谢及其主要代谢物 |
| 4.3.8 PCB101 羟基代谢物在鸡蛋中分布和蓄积规律 |
| 4.3.9 PCB101 羟基代谢物在蛋鸡体内分布和蓄积规律 |
| 4.3.10 PCB101 羟基代谢物在蛋鸡粪便中排出规律 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 IN-PCBs在蛋鸡体内吸收、蓄积和消除规律 |
| 4.4.2 IN-PCBs在蛋鸡体内羟基化代谢 |
| 4.4.3 OH-PCBs在蛋鸡体内分布和排泄规律 |
| 4.4.4 蛋鸡IN-PCBs暴露的食源性风险 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 IN-PCBs及其羟基化代谢物蛋鸡代际传递规律研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 主要标准品和试剂 |
| 5.2.2 主要仪器设备 |
| 5.2.3 试验动物与试验设计 |
| 5.2.4 样品测定 |
| 5.2.5 质量控制与数据分析 |
| 5.3 结果分析 |
| 5.3.1 IN-PCBs代际传递系数 |
| 5.3.2 鸡胚胎发育过程中IN-PCBs传递系数 |
| 5.3.3 新生雏鸡组织中IN-PCBs浓度 |
| 5.3.4 新生雏鸡组织中4`-OH-PCB101 浓度 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 蛋鸡IN-PCBs及OH-PCBs代际传递 |
| 5.4.2 鸡胚胎发育过程对PCBs的代谢 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 本论文的主要结论 |
| 6.2 本论文的主要创新点 |
| 6.3 有待进一步研究的问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（4）纳米零价铁与四氯联苯对赤子爱胜蚓的联合毒性效应（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤多氯联苯污染及毒性 |
| 1.1.1 土壤中多氯联苯的来源及迁移转化 |
| 1.1.2 土壤中多氯联苯的残留现状 |
| 1.1.3 多氯联苯的生物毒性效应 |
| 1.2 纳米零价铁技术研究进展 |
| 1.2.1 纳米零价铁在场地污染修复中的应用 |
| 1.2.2 纳米零价铁的毒性效应及生态风险 |
| 1.2.3 纳米零价铁与有机污染物的联合毒性效应研究 |
| 1.3 蚯蚓生态毒理学研究进展 |
| 1.3.1 蚯蚓毒性试验方法 |
| 1.3.2 蚯蚓毒性评价的生物标志物 |
| 1.3.3 代谢组学在蚯蚓应激及毒性评价中的应用及进展 |
| 1.4 研究目的与主要内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 主要内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 nZVI和 PCB77 对蚯蚓的表观毒性作用 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.2.3 实验土壤与蚯蚓 |
| 2.2.4 污染物暴露实验 |
| 2.2.5 蚯蚓-土壤系统中PCBs含量测定 |
| 2.2.6 土壤和蚯蚓中铁含量测定 |
| 2.2.7 蚯蚓生长抑制率测定 |
| 2.2.8 蚯蚓繁殖抑制率测定 |
| 2.2.9 组织形态学分析 |
| 2.2.10 细胞凋亡流式测定 |
| 2.2.11 数据统计与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 nZVI和 PCB77 在蚯蚓和土壤中的富集 |
| 2.3.2 nZVI和 PCB77 对蚯蚓生长和繁殖的抑制作用 |
| 2.3.3 nZVI和 PCB77 对蚯蚓的组织及细胞损伤 |
| 2.3.4 小结 |
| 3 nZVI和 PCB77 对蚯蚓氧化应激的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 污染物暴露实验 |
| 3.2.4 活性氧含量检测 |
| 3.2.5 蚯蚓体内抗氧化酶和丙二醛含量的测定 |
| 3.2.6 数据统计与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 nZVI和 PCB77 对蚯蚓体内ROS含量的影响 |
| 3.3.2 nZVI和 PCB77 对蚯蚓抗氧化酶活性的影响 |
| 3.3.3 nZVI和 PCB77 对蚯蚓脂质过氧化的影响 |
| 3.3.4 小结 |
| 4 nZVI和 PCB77 对蚯蚓代谢的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 仪器与设备 |
| 4.2.3 污染物暴露实验 |
| 4.2.4 代谢组学分析 |
| 4.2.5 数据统计与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 联合暴露下蚯蚓的代谢产物分析 |
| 4.3.2 差异代谢物统计分析 |
| 4.3.3 蚯蚓的扰动代谢通路分析 |
| 4.3.4 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介及攻读硕士期间成果 |
（5）六溴联苯在上海地区环境中的污染状况及其对斑马鱼的毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 引言 |
| 1.1 HexaBBs概述 |
| 1.2 HexaBBs在水产品中的蓄积分布特征 |
| 1.3 HexaBBs的毒理学效应 |
| 1.3.1 HexaBBs生物蓄积特征研究进展 |
| 1.3.2 HexaBBs毒理效应研究进展 |
| 1.3.3 其他毒性 |
| 1.4 环境及生物样品中PBBs的主要前处理技术 |
| 1.4.1 环境及生物样品中PBBs的主要提取技术 |
| 1.4.2 净化技术 |
| 1.5 定性定量分析方法 |
| 1.5.1 气相及气质联用定性定量技术 |
| 1.5.2 其他定性定量技术 |
| 1.6 选题的目的、意义及研究内容 |
| 第2章 水产品中HexaBBs测定方法的建立及应用分析 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料与试剂 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.2.3 方法 |
| 2.2.4 数据处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 色谱柱的优化 |
| 2.3.2 提取试剂的选择 |
| 2.3.3 乙酸乙酯体积的确定 |
| 2.3.4 净化优化 |
| 2.3.5 超声条件的优化 |
| 2.3.6 线性范围与检出限 |
| 2.3.7 准确度和精密度实验结果 |
| 2.3.8 水产品中HexaBBs定量分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 上海市工业区附近区域环境中HexaBBs的污染状况及迁移特征 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 样品的采集、制备与处理 |
| 3.2.2 仪器与试剂 |
| 3.2.3 样品前处理方法 |
| 3.2.4 GC-MS/SIM条件 |
| 3.2.5 质量保证和控制 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 样品测定结果 |
| 3.3.2 HexaBBs在环境中的来源分析 |
| 3.3.3 HexaBBs在环境中的分布特征 |
| 3.3.4 HexaBBs在环境中的迁移特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 PBB153对斑马鱼机体中E2、T以及Vtg水平的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验 |
| 4.2.1 试剂和材料 |
| 4.2.2 受试生物和实验方法 |
| 4.2.3 性激素及卵黄蛋白原的测定 |
| 4.2.4 统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 斑马鱼体中E2、T和Vtg含量的测定结果 |
| 4.3.2 PBB153对斑马鱼体中性激素(E2、T)水平的影响 |
| 4.3.3 PBB153对斑马鱼体中卵黄蛋白原(Vtg)水平的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果 |
（6）新型溴系阻燃剂十溴二苯乙烷在土壤系统中的富集转化及毒性效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 十溴二苯乙烷(DBDPE)简介 |
| 1.2.1 DBDPE的生产和使用现状 |
| 1.2.2 DBDPE的污染状况 |
| 1.2.3 DBDPE的环境危害及人体健康风险 |
| 1.3 蚯蚓在生态毒理学研究中的应用 |
| 1.3.1 蚯蚓在土壤生态风险评估中的应用 |
| 1.3.2 蚯蚓个体水平指标在毒理学中的应用 |
| 1.3.3 蚯蚓组织器官水平指标在毒理学中的应用 |
| 1.3.4 蚯蚓分子细胞水平指标在毒理学中的应用 |
| 1.4 微生物在生态毒理学研究中的应用 |
| 1.4.1 微生物在生态风险评估中的应用 |
| 1.4.2 微生物活性对污染物的响应 |
| 1.4.3 土壤酶对污染物的响应 |
| 1.4.4 微生物群落对污染物响应 |
| 1.4.5 微生物与污染物之间的相互作用 |
| 1.5 论文研究目的及主要内容 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 DBDPE在蚯蚓体内的富集、清除及生物转化研究 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试生物 |
| 2.2 实验所需试剂和仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 土壤染毒及实验设计 |
| 2.3.2 土壤、蚯蚓及蚓粪中DBDPE含量的测定 |
| 2.3.3 生物富集因子(BAFs)及清除参数计算 |
| 2.3.4 DBDPE降解产物的探究 |
| 2.3.5 蚯蚓组织病理学及微观结构观察 |
| 2.4 数据分析 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 土壤中DBDPE浓度变化 |
| 2.5.2 蚯蚓体内DBDPE的富集规律 |
| 2.5.3 蚯蚓体内DBDPE的清除规律 |
| 2.5.4 蚯蚓体内DBDPE的生物转化 |
| 2.5.5 蚯蚓组织及微观表面结构变化 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 DBDPE暴露对蚯蚓的毒性效应研究 |
| 3.1 供试材料 |
| 3.1.1 供试土壤 |
| 3.1.2 供试生物 |
| 3.2 实验所需试剂和仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 个体水平实验设计 |
| 3.3.2 组织水平实验设计 |
| 3.4 数据分析 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 DBDPE胁迫对蚯蚓个体生长及行为特征的影响 |
| 3.5.2 DBDPE胁迫下蚯蚓体内T-AOC的响应 |
| 3.5.3 DBDPE胁迫下蚯蚓体内抗氧化酶(SOD和CAT)的响应 |
| 3.5.4 DBDPE胁迫下蚯蚓体内解毒酶(CYP450和GST)的响应 |
| 3.5.5 DBDPE胁迫下蚯蚓体内MDA含量的变化 |
| 3.5.6 DBDPE胁迫下蚯蚓体内ROS的变化 |
| 3.5.7 DBDPE胁迫下蚯蚓体内各生物指标的相关性研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 DBDPE暴露对土壤微生物毒性效应研究 |
| 4.1 供试土壤 |
| 4.2 实验所需试剂和仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 实验设计 |
| 4.3.2 微生物活性的测定 |
| 4.3.3 土壤酶的测定 |
| 4.3.4 微生物多样性的分析 |
| 4.4 数据分析 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 4.5.1 DBDPE胁迫对土壤微生物量碳(MBC)的影响 |
| 4.5.2 DBDPE胁迫对土壤基础呼吸作用(SBR)的影响 |
| 4.5.3 DBDPE胁迫对土壤代谢熵(qCO_2)的影响 |
| 4.5.4 DBDPE胁迫对土壤脲酶(US)的影响 |
| 4.5.5 DBDPE胁迫对土壤荧光素二乙酸酯水解酶(FDA)活性的影响 |
| 4.5.6 DBDPE胁迫对微生物群落结构的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间学术成果及所获荣誉 |
（7）腌熏肉制品中N-亚硝胺类化合物分析方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 食品中亚硝胺研究的提出 |
| 1.2 亚硝胺的结构、理化性质 |
| 1.3 亚硝胺的毒性 |
| 1.3.1 急性毒性 |
| 1.3.2 致癌性 |
| 1.3.3 DNA损伤 |
| 1.3.4 其他毒性 |
| 1.4 腌熏食品中N-亚硝胺类化合物的来源及生成机理 |
| 1.5 毒理学阈值 |
| 1.6 亚硝胺相关的食品安全规定 |
| 1.7 N-亚硝胺的分析方法 |
| 1.7.1 样品前处理方法 |
| 1.7.2 N-亚硝胺的测定方法 |
| 1.8 食品中检测的基质效应 |
| 1.8.1 基质效应的定义及评价方式 |
| 1.8.2 基质效应的来源 |
| 1.8.3 基质效应的影响因素 |
| 1.8.4 基质效应的补偿方法 |
| 1.9 本课题研究意义和研究内容 |
| 第二章 高效液相色谱-串联质谱对13 种N-亚硝胺的分析方法建立 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 材料与试剂 |
| 2.1.2 仪器与设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 标准工作溶液的制备 |
| 2.2.2 色谱-质谱条件 |
| 2.3 定性、定量方法 |
| 2.4 方法学指标 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 离子源对13 种N-亚硝胺类化合物的检测灵敏度的影响 |
| 2.5.2 锥孔电压、碰撞电压及母离子/子离子对的选择对亚硝胺灵敏度的影响 |
| 2.5.3 毛细管电压、电晕针电流、脱溶剂气温度和脱溶剂气流速对亚硝胺灵敏度的影响 |
| 2.5.4 不同色谱柱对亚硝胺分离效果的影响 |
| 2.5.5 流动相pH值对13 种N-亚硝胺类化合物分离效果的影响 |
| 2.5.6 定性、定量方法的选择 |
| 2.5.7 方法学指标 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 超声波提取结合固相萃取方法的建立 |
| 3.1 材料与设备 |
| 3.1.1 材料与试剂 |
| 3.1.2 仪器和设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 样品前处理 |
| 3.2.2 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 提取剂的选择 |
| 3.3.2 提取溶剂体积及p H的优化 |
| 3.3.3 超声提取时间的优化 |
| 3.3.4 去脂方式的选择与优化 |
| 3.3.5 净化方式的选择 |
| 3.3.6 浓缩条件的选择与优化 |
| 3.3.7 滤膜的选择 |
| 3.4 方法学验证 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 同位素稀释质谱法测定腌、熏肉制品中亚硝胺的基质效应研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 材料与试剂 |
| 4.1.2 仪器和设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 标准工作溶液的制备 |
| 4.2.2 样品前处理 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.2.4 基质效应的评价与校正 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 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 |
（8）工业城市土壤复合污染物生态风险评价及预警 ——以长春市为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤中污染物现状与危害 |
| 1.2.2 土壤污染程度评价与生态风险评价 |
| 1.2.3 污染源活动与土壤污染物累积动态关联 |
| 1.3 研究意义 |
| 1.3.1 理论意义 |
| 1.3.2 现实意义 |
| 1.4 研究目标、内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 1.5 课题来源(项目支持) |
| 第2章 理论依据与研究方法 |
| 2.1 理论依据 |
| 2.2 研究区域概况 |
| 2.2.1 自然环境概况 |
| 2.2.2 社会经济概况 |
| 2.3 土壤样品采集 |
| 2.4 土壤样品处理与分析 |
| 2.4.1 土壤样品pH和电导率 |
| 2.4.2 土壤样品重金属浓度检测 |
| 2.4.3 土壤样品多环芳烃浓度检测 |
| 2.4.4 土壤样品有多氯联苯浓度检测 |
| 2.4.5 土壤样品中有机氯农药浓度检测 |
| 2.5 质量控制 |
| 2.6 数据分析 |
| 第3章 长春市土壤污染物浓度及分布特征 |
| 3.1 长春市土壤重金属浓度及分布特征 |
| 3.1.1 长春市土壤重金属浓度 |
| 3.1.2 长春市土壤重金属分布特征 |
| 3.2 长春市土壤多环芳烃浓度及分布特征 |
| 3.2.1 长春市土壤多环芳烃浓度 |
| 3.2.2 长春市土壤多环芳烃分布特征 |
| 3.3 长春市土壤多氯联苯浓度及分布特征 |
| 3.3.1 长春市土壤多氯联苯浓度 |
| 3.3.2 长春市土壤多氯联苯分布特征 |
| 3.4 长春市土壤有机氯农药浓度及分布特征 |
| 3.4.1 长春市土壤有机氯农药浓度 |
| 3.4.2 长春市土壤有机氯农药分布特征 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 长春市土壤复合污染物污染程度与生态风险评价 |
| 4.1 土壤复合污染物污染程度评价方法 |
| 4.2 长春市土壤复合污染物污染程度评价 |
| 4.2.1 长春市土壤重金属污染程度评价 |
| 4.2.2 长春市土壤多环芳烃污染程度评价 |
| 4.2.3 长春市土壤多氯联苯污染程度评价 |
| 4.2.4 长春市土壤有机氯农药污染程度评价 |
| 4.2.5 长春市土壤复合污染物污染程度评价 |
| 4.3 土壤复合污染物生态风险评价方法 |
| 4.4 长春市土壤复合污染物生态风险评价 |
| 4.4.1 长春市土壤复合重金属生态风险评价 |
| 4.4.2 长春市土壤复合多环芳烃生态风险评价 |
| 4.4.3 长春市土壤复合多氯联苯生态风险评价 |
| 4.4.4 长春市土壤复合滴滴涕农药生态风险评价 |
| 4.4.5 长春市土壤复合污染物生态风险评价 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 长春市污染源活动与土壤污染物累积关联 |
| 5.1 污染源活动与土壤污染物累积模型 |
| 5.2 长春市污染源排放总结分析 |
| 5.3 长春市污染源排放情景预测 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 长春市土壤复合污染物浓度预测与生态风险预警 |
| 6.1 长春市土壤复合污染物浓度预测 |
| 6.2 长春市土壤复合污染物生态风险预警 |
| 6.3 长春市土壤生态管理建议 |
| 6.4 不确定性分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 在学期间第一作者公开发表论文着作情况 |
（9）内蒙古典型功能区土壤中POPs的污染特征及人体暴露风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 第一节 研究背景 |
| 第二节 持久性有机污染物的概述 |
| 一、多溴联苯醚(PBDEs) |
| 二、多氯联苯(PCBs) |
| 三、新型溴代阻燃剂(NBFRs) |
| 四、德克隆(DPs) |
| 第三节 国内外持久性有机污染物研究进展 |
| 一、国内外持久性有机污染物污染特征研究进展 |
| 二、持久性有机污染物暴露风险研究进展 |
| 三、小结 |
| 第四节 研究意义和目的 |
| 一、研究意义 |
| 二、研究目的 |
| 第五节 研究内容和方法 |
| 一、采样点的设计 |
| 二、技术路线图 |
| 第二章 内蒙古工农牧区土壤和树皮中多溴联苯醚的污染特征及暴露风险评估 |
| 第一节 内蒙古工农牧区土壤和树皮中PBDEs的分析测定 |
| 一、实验仪器与试剂 |
| 二、样品的采集与预处理 |
| 三、仪器分析 |
| 四、质量控制与保证 |
| 五、树皮-大气分配模型 |
| 六、数据统计与分析 |
| 第二节 内蒙古工农牧区土壤和树皮中PBDEs的污染特征 |
| 一、工农牧区土壤中PBDEs的浓度水平 |
| 二、工农牧区土壤中PBDEs的组成分布特征 |
| 三、工农区树皮中PBDEs的污染特征 |
| 四、由树皮-大气交换模型推测工农区大气中PBDEs的污染特征 |
| 五、内蒙古工农牧区PBDEs的来源解析 |
| 第三节 内蒙古工农牧区土壤中PBDEs的人体暴露风险评估 |
| 一、内蒙古工业区土壤中PBDEs的人体暴露风险评估 |
| 二、内蒙古农业区土壤中PBDEs的人体暴露风险评估 |
| 三、内蒙古牧区土壤中PBDEs的人体暴露风险评估 |
| 第四节 本章小结 |
| 第三章 内蒙古工农牧区土壤和树皮中多氯联苯的污染特征及暴露风险评估 |
| 第一节 内蒙古工农牧区土壤和树皮中PCBs的分析测定 |
| 一、实验仪器与试剂 |
| 二、样品的采集与预处理 |
| 三、仪器分析 |
| 四、质量控制与保证 |
| 五、数据统计与分析 |
| 第二节 内蒙古工农牧区土壤和树皮中PCBs的污染特征 |
| 一、工农牧区土壤中PCBs的浓度水平 |
| 二、工农牧区土壤中PCBs的组成分布特征 |
| 三、工农区树皮中PCBs的污染特征 |
| 四、工农牧区土壤和树皮中DL-PCBs的毒性当量水平 |
| 五、内蒙古工农牧区PCBs的来源解析 |
| 第三节 内蒙古工农牧区土壤中PCBs的人体暴露风险评估 |
| 一、内蒙古工农牧区土壤中PCBs的非致癌暴露风险评估 |
| 二、内蒙古工农牧区土壤中PCBs的致癌暴露风险评估 |
| 第四节 本章小结 |
| 第四章 内蒙古工农牧区土壤中新型卤代阻燃剂的污染特征及暴露风险评估 |
| 第一节 内蒙古工农牧区土壤中NBFRs和DPs的分析测定 |
| 一、实验仪器与试剂 |
| 二、样品的采集与预处理 |
| 三、仪器分析 |
| 四、质量控制与保证 |
| 五、数据统计与分析 |
| 第二节 内蒙古不同功能区土壤中NBFRs和DPs的污染特征 |
| 一、工农牧区土壤中NBFRs的污染特征 |
| 二、工农牧区土壤中DPs的污染特征 |
| 三、内蒙古工农牧区NBFRs和DPs的来源解析 |
| 第三节 内蒙古工农牧区土壤中NBFRs和DPs的人体暴露风险评估 |
| 一、内蒙古工农牧区土壤中NBFRs的人体暴露风险评估 |
| 二、内蒙古工农牧区土壤中DPs的人体暴露风险评估 |
| 第四节 本章小结 |
| 第五章 POPs与HSA的相互作用机制及人体内暴露风险评估 |
| 第一节 POPs与HSA相互作用的测定 |
| 一、实验仪器与试剂 |
| 二、样品制备 |
| 三、仪器分析 |
| 四、数据处理与分析 |
| 五、POPs与HSA的分子对接 |
| 第二节 POPs与HSA的相互作用机制 |
| 一、PBDEs与HSA的相互作用机制 |
| 二、PCBs与HSA的相互作用机制 |
| 三、NBFRs和DPs与HSA的相互作用机制 |
| 第三节 内蒙古工农牧区土壤中POPs的人体内暴露风险评估 |
| 一、内蒙古工农牧区土壤中PBDEs对成年男性的内暴露风险评估 |
| 二、内蒙古工农牧区土壤中NBFRs对成年男性的内暴露风险评估 |
| 三、内蒙古工农牧区土壤中DPs对成年男性的内暴露风险评估 |
| 四、内蒙古工农牧区土壤中PCBs对成年男性的内暴露风险评估 |
| 第四节 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 第一节 主要结论 |
| 第二节 创新点 |
| 第三节 研究展望及建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间已发表的学术论文目录 |
（10）大花黄牡丹籽油精炼过程中化学成分的变化及其功能成分研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 牡丹及油用牡丹 |
| 1.2 牡丹籽油 |
| 1.1.1 牡丹籽油的营养价值与安全特性 |
| 1.1.2 牡丹籽油的提取技术 |
| 1.1.3 ‘大花黄牡丹’牡丹的油用优势及研究进展 |
| 1.1.4 油用牡丹的综合利用价值 |
| 1.3 牡丹籽油精炼工艺概述 |
| 1.4 牡丹籽油中相关功能成分简介 |
| 1.4.1 脂肪酸及其功能简介 |
| 1.4.2 酚类物质及其功能简介 |
| 1.4.3 不皂化物及其功能简介 |
| 1.4.4 微量元素及其功能简介 |
| 1.5 植物油中香气物质概述 |
| 1.6 油脂次生代谢物及其生理活性 |
| 1.7 研究内容及意义 |
| 1.7.1 课题研究内容 |
| 1.7.2 课题研究意义 |
| 1.7.3 课题研究创新点 |
| 1.7.4 技术路线 |
| 第二章 2 种提取方法的大花黄牡丹籽油经精炼后的品质比较研究 |
| 2.1 材料采集与处理 |
| 2.2 大花黄牡丹籽油的提取与精炼 |
| 2.3 实验试剂和仪器 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 大花黄牡丹籽油的出油率测定 |
| 2.4.2 大花黄牡丹籽油的理化指标测定 |
| 2.4.3 大花黄牡丹籽油的脂肪酸组成及含量测定 |
| 2.4.4 大花黄牡丹籽油的微量活性物质测定 |
| 2.4.5 大花黄牡丹籽油的体外抗氧化能力测定 |
| 2.5 实验结果 |
| 2.5.1 两种方法提取大花黄牡丹籽油 |
| 2.5.2 不同提取方法的油脂经精炼后的理化指标变化 |
| 2.5.3 不同提取方法的油脂经精炼后的脂肪酸组成及含量变化 |
| 2.5.4 不同方法提取的油脂经精炼后的部分功能成分变化 |
| 2.5.5 不同提取方法的油脂经精炼后的抗氧化活性比较分析 |
| 2.6 小结与讨论 |
| 第三章 2 种提取方法的大花黄牡丹籽油经精炼后的风味物质比较研究 |
| 3.1 材料采集与处理 |
| 3.2 实验试剂及仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 牡丹籽油的提取,精炼方法 |
| 3.3.2 风味物质分析的测定方法 |
| 3.4 实验结果 |
| 3.4.1 不同提取方法的油脂经精炼后的风味物质组成及含量变化比较研究 |
| 3.4.2 不同加工工艺的大花黄牡丹籽油香气成分种类及含量分析 |
| 3.5 小结与讨论 |
| 第四章 四种牡丹籽油化学成分分析和大花黄牡丹籽油储藏性能研究 |
| 4.1 材料采集与处理 |
| 4.2 实验试剂及仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 脂肪酸测定方法 |
| 4.3.2 四种牡丹籽油基本营养成分测定方法 |
| 4.3.3 大花黄牡丹籽油货架期的预测 |
| 4.4 实验结果 |
| 4.4.1 四种牡丹籽油脂肪酸成分组成及含量的比较分析 |
| 4.4.2 四种牡丹籽油微量元素比较分析 |
| 4.4.3 储藏时间对大花黄牡丹籽油脂肪酸组成及含量的变化分析 |
| 4.4.4 大花黄牡丹籽油货架期预测分析 |
| 4.5 小结与讨论 |
| 第五章 四种牡丹籽油总酚、抗氧化能力及次生代谢物比较分析 |
| 5.1 材料采集与处理 |
| 5.2 实验试剂及仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 四种牡丹籽油总酚、黄酮含量测定方法 |
| 5.3.2 四种牡丹籽油的抗氧化能力测定方法 |
| 5.3.3 四种的牡丹籽油次生代谢物测定方法 |
| 5.4 实验结果 |
| 5.4.1 四种牡丹籽油总酚、黄酮含量及抗氧化活性分析 |
| 5.4.2 四种牡丹籽油次生代谢物比较分析 |
| 5.5 小结与讨论 |
| 第六章 主要结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文目录 |
| 致谢 |
四、正己烷的毒理学研究概况（论文参考文献）
- [1]3nm氧化铁纳米颗粒对斑马鱼胚胎发育的毒性作用机制的研究[D]. 寇瑶. 西北大学, 2021(11)
- [2]典型场地直推式钻机取芯率评价及健康风险评估研究[D]. 宋家音. 南京信息工程大学, 2021(01)
- [3]指示性多氯联苯在蛋鸡体内迁移转化及代际传递规律研究[D]. 王瑞国. 中国农业科学院, 2021
- [4]纳米零价铁与四氯联苯对赤子爱胜蚓的联合毒性效应[D]. 张帆. 浙江大学, 2021
- [5]六溴联苯在上海地区环境中的污染状况及其对斑马鱼的毒性效应研究[D]. 张龙飞. 上海海洋大学, 2021(01)
- [6]新型溴系阻燃剂十溴二苯乙烷在土壤系统中的富集转化及毒性效应[D]. 蒋玲玲. 华东理工大学, 2021(08)
- [7]腌熏肉制品中N-亚硝胺类化合物分析方法研究[D]. 张潇. 东华大学, 2021(01)
- [8]工业城市土壤复合污染物生态风险评价及预警 ——以长春市为例[D]. 彭竞瑶. 东北师范大学, 2021(12)
- [9]内蒙古典型功能区土壤中POPs的污染特征及人体暴露风险评估[D]. 张爱芹. 中央民族大学, 2021(11)
- [10]大花黄牡丹籽油精炼过程中化学成分的变化及其功能成分研究[D]. 张超奇. 西藏大学, 2021(12)