一、一起水生生物污染自来水的调查（论文文献综述）
邹义龙[1]（2021）在《PFOS替代品OBS在斑马鱼体内的毒代动力学及毒性作用机制研究》文中提出全氟壬烯氧基苯磺酸钠（OBS）作为全氟辛基磺酸（PFOS）的新型替代品,目前在各种环境介质,野生生物体甚至人体中检出,由此可能对生态环境和人类健康产生潜在的风险。然而,目前关于OBS的毒性效应及其对人类的潜在健康风险的研究还比较匮乏。本研究以斑马鱼为模式动物,首先开展了OBS在斑马鱼幼鱼和成鱼体内的富集、代谢与组织特异性分布研究,在此基础上深入系统地研究了OBS对斑马鱼胚胎的发育毒性、氧化应激以及肠道菌群结构的影响及其分子机制,实验结果可为OBS的风险防控与管理提供科学依据。主要结论如下:（1）将受精后72h斑马鱼幼鱼暴露于10、100μg/L OBS和10μg/L PFOS中48 h,然后转移至清水中代谢24 h,毒代动力学实验结果表明,OBS和PFOS在暴露溶液中的浓度保持相对比较稳定,OBS和PFOS在斑马鱼幼鱼体内的富集和代谢过程符合一级动力学模型（R2>0.8）,根据毒代动力学参数,在10μg/L和100μg/L OBS暴露组中,吸收速率常数ku分别为2.41 L kg-1 h-1和1.94 L kg-1h-1,10μg/L PFOS暴露组则为2.01 L kg-1 h-1;OBS的半衰期为69.7～85 h,PFOS的则为222.2 h;OBS的BCFk值为238～242.5,远低于PFOS（644.2）,表明,在斑马鱼幼鱼体内,OBS比PFOS具有更弱的生物富集能力。将斑马鱼成鱼通过全自动给药暴露系统暴露于溶剂对照组,10和100μg/L OBS 28d之后,转移至清水代谢28 d,实验结果表明,低剂量和高剂量OBS长期暴露死亡率分别为1.67%和6.67%,体长与正常对照组无显着性差异,并未对斑马鱼成鱼的生理状况造成严重的影响,满足暴露实验过程质量控制要求;斑马鱼成鱼体内的OBS净化速率大致符合一级动力学方程,10和100μg/L OBS处理组整条斑马鱼体内浓度均在21 d天左右达到最大值,随后保持在相对平衡状态;10μg/L和100μg/L OBS暴露组BCFk值分别为497.2和302.45、半衰期分别为10.78 d和14.16 d。（2）OBS在斑马鱼成鱼体内表现出明显的组织特异性分布,其富集能力顺序:血液>肝脏>肠道>鳃>精巢>脑>肌肉,OBS主要在蛋白质含量较高的血液和肝脏中积累,在蛋白质含量最低的肌肉中含量最低。肌肉组织中的OBS的绝对量是第二高的,占斑马鱼鱼体中OBS总量的30%以上,肝脏中OBS的浓度虽然较高,但其仅占整条鱼OBS总量不超过3%。蛋白质含量和组织类型对OBS在斑马鱼体内的组织分布和生物富集具有重要影响。（3）将受精后2h的正常斑马鱼胚胎暴露于溶剂对照组,15、20、25 mg/L OBS和阳性对照15 mg/L PFOS中168 h。发育毒性实验结果表明,OBS和PFOS暴露均会引起斑马鱼胚胎急性损伤,显着影响胚胎的生长发育过程,包括自主运动异常、孵化率抑制、死亡率升高、心率加快和形态学改变,包括卵黄囊水肿、心包水肿、尾部弯曲和脊柱弯曲等。此外,将将受精后2 h的正常斑马鱼胚胎暴露于溶剂对照组,15、20、25 mg/L OBS和15 mg/L PFOS阳性对照组120 h之后,使用实时荧光定量q RT-PCR方法检测了胚胎中与细胞凋亡相关的基因表达变化,结果发现OBS和PFOS暴露均可不同程度下调斑马鱼幼鱼内Bacl-2基因的表达,上调Bax、Caspase-3和Caspase-9的表达,使幼鱼体内细胞凋亡水平升高,抑制抗凋亡因子,从而导致细胞凋亡。（4）OBS暴露对斑马鱼幼鱼和成鱼肝脏抗氧化系统的影响表明,低剂量（10μg/L）和高剂量（100μg/L）OBS均能导致斑马鱼幼鱼和成鱼肝脏抗氧化系统发生变化,通过Western blot实验发现,Nrf2和SOD蛋白表达水平均显着增加,并且呈剂量依赖性,表明OBS诱导斑马鱼幼鱼和成鱼肝脏产生了氧化损伤。推测氧化应激是OBS对水生生物产生毒性作用的重要途径之一。（5）将斑马鱼成鱼成鱼暴露于0、10μg/L PFOS、10和100μg/L OBS 21 d,基于16S r RNA高通量测序技术,对斑马鱼肠道菌群微生物多样性进行了分析,结果发现,环境相关浓度OBS和PFOS长期暴露21 d之后,诱发了斑马鱼成鱼肠道微生物菌群失调,其中变形菌门（Proteobacteria）、梭杆菌门（Fusobacteriota）和放线菌门（Actinobacteriota）占主导地位,邻单胞菌属（Plesiomonas）、希瓦氏菌属（Shewanella）和气单胞菌属（Aeromonas）为绝对优势属,但各暴露组在不同分类学水平下微生物相对丰度有所不同。进一步通过LEf Se多级物种差异判别分析,在暴露组中共检测到38个显着差异分类分支作为活性生物标志物。
罗鑫[2]（2021）在《太湖中甾体激素污染特征及生态风险研究》文中提出甾体激素作为肌肉催长剂和多种药物的有效成分,广泛运用于水产养殖、畜牧业、日常保健和疾病治疗等领域,残余的甾体活性物质可从市政污水处理厂、畜禽养殖场或制药厂不断排入自然环境。作为一类强效的内分泌干扰物,虽然检出浓度仅为痕量水平,但环境相关浓度的甾体激素仍可在脊椎动物体内引发显着的内分泌干扰效应,影响它们生长、发育和繁殖,甚至引发种群性别比例失衡、数量减少等更为严重的后果。太湖地处长江经济带上非常重要的长三角地区,承担着为周边多个省市供水、开发农业渔业资源、改善下游水质的重要作用,了解甾体激素在太湖水域中的赋存归趋和潜在的生态风险,对保障周边地区生态安全和居民健康有重要意义。因此,本文研究甾体激素在太湖水环境中的赋存水平和时空分布特征;选取三种性质不同的太湖沉积物对甾体激素进行吸附实验,通过不同的动力学及等温线模型分析甾体激素在沉积物-水体系中的吸附规律和机制;运用风险熵法对太湖中检出的甾体激素进行初步风险评估,并以地塞米松和腐殖酸作为典型甾体激素和天然有机质的代表,研究两者单一及复合作用对红罗非鱼（Oreochromis niloticus）的毒理效应,以此初步探讨天然有机质对甾体激素生物有效性的影响。主要结论如下:（1）太湖表层水体中共检出11种甾体激素,其中雌激素雌三醇（Estriol,E3）和雄激素雄烯二酮（Androstenedione,AND）是主要检出激素,检出频率分别为43%和41%,雄激素AND和孕激素左炔诺孕酮（Levonorgestrel,LEV）的平均浓度则相对较高,分别为1.02和1.25 ng/L;沉积物中共检出6种甾体激素,其中孕激素LEV的检出频率高达91%,平均浓度则是两种糖皮质激素可的松（Cortisone,CRN）和地塞米松（Dexamethasone,DEX）较高,分别为1.95和1.26μg/kg dw。从时间上看,水中甾体激素总平均浓度春季显着高于夏季;沉积物中总平均浓度冬季显着高于夏季。从空间上看,水和沉积物中甾体激素总平均浓度都为贡湖湾最高,五里湖处于低浓度水平。原位有机碳归一化分配系数则显示甾体激素在太湖中可能并未达到平衡,吸附作用可能与沉积物有机质含量相关。（2）准二级动力学方程更适用于本研究中三种沉积物对12种甾体激素的吸附,吸附过程都符合“快速吸附,慢速平衡”原则,并且增加甾体激素的初始浓度有利于吸附的进行。三种沉积物对甾体激素的吸附速率都是雄激素>孕激素>雌激素,平衡吸附量都是雌酚酮（Estrone,E1）和孕酮（Progesterone,PRO）最高,乙炔雌二醇（Ethinylestradiol,EE2）最低。常用的Langmuir、Freundlich和线性分配吸附等温模型都适用于三种沉积物对甾体激素的吸附分析。沉积物S3的最大吸附量Qm值大于S1和S2并具有显着性差异,表明沉积物中有机碳含量越高其对甾体激素的吸附能力越强。三种沉积物对于12种甾体激素的Kd值都具有一致的趋势,表示激素自身的性质也是影响吸附作用的重要因素。（3）通过公式计算得出,太湖中检测出的大部分甾体激素对低等水生生物都处于低风险水平,但仍有个别激素会对某些水生生物造成高风险;对于不同种类的水生生物而言,软体动物可能对甾体激素最为敏感,而蠕虫类和藻类对甾体激素则可能更具有耐受性。与低等水生生物不同,大部分甾体激素对高等水生生物鱼类都表现出了中高风险;水环境中的乙炔雌二醇（Ethinylestradiol,EE2）和甲睾酮（17α-Methyltestosterone,MET）沉积物中的地塞米松（Dexamethasone,DEX）可能已经达到了会对太湖优势鱼种鲤科造成潜在风险的水平。（4）红罗非暴露于50μg/L或更低浓度的地塞米松时,其肝脏激素受体基因表达的变化不显着,而暴露于50μg/L的地塞米松后超氧化物歧化酶、乳酸脱氢酶、和7-苄氧基-4-三氟甲基香豆素-脱苄基酶显着上升,表明DEX存在时红罗非鱼会加强体内超氧化物清除机制的作用,以及加强糖酵解及甾体激素合成过程。腐殖酸对DEX生物有效性的影响不同,它的存在减弱了DEX对红罗非鱼的雌性化效应,而促进DEX对糖酵解和甾体激素合成过程的增强作用。
陈莹[3]（2021）在《西安市地表水环境中典型抗生素污染特征及风险评估》文中指出随着抗生素的广泛使用,抗生素类污染物也逐渐进入环境,在不同地区河流、湖泊等水体中被检出。作为新一线城市,西安不可避免地会存在这类污染,但针对该地区地表水环境中抗生素污染分布特征的研究匮乏。与此同时,微塑料作为一种水体新型污染物,其与抗生素的复合污染是近年来环境领域的研究热点。基于此,开展西安市地表水环境中抗生素的污染特征及微塑料对其含量的影响实验,对抗生素的生态风险与迁移影响因素进行分析,为西安市地表水环境保护和抗生素污染防控提供理论依据。本文针对西安市渭河、护城河、兴庆湖、桃花潭及昆明池5处代表性水域,查明四环素（TC）、磺胺甲恶唑（SMZ）、氧氟沙星（OFX）、罗红霉素（ROX）和氯霉素（CAP）5种典型抗生素在表层水体及表层沉积物中的污染特征;利用物种敏感度分布法（SSD）结合评价因子法（AF）得到抗生素的急性和慢性水生生态风险阈值（PNEC）;根据采样水体中抗生素的实测浓度,采用风险商法（RQs）评估生态风险;以四环素为代表性抗生素,在不同时间、浓度、pH、离子强度条件下,探讨四环素在聚乙烯（PE）、聚苯乙烯（PS）及聚酰胺（PA）3种微塑料上的吸附特征。研究取得的主要成果如下:（1）四环素（平均浓度为20.13～53.17 ng/L）和氧氟沙星（平均浓度为13.43～34.98 ng/L）是西安市水体中主要抗生素种类;丰水期河流中抗生素的总检出浓度比湖泊高（极差为88.08 ng/L）,枯水期抗生素的总检出浓度比丰水期高436.96 ng/L,水体是抗生素主要的赋存介质。与我国其他主要水域（太湖、松花江、鄱阳湖及饮用水源地等）相比,5种目标抗生素的检出浓度处于中等或低于平均水平。（2）表层水体与表层沉积物中抗生素的分布存在一定规律,氧氟沙星、罗红霉素符合立方曲线模型,四环素、磺胺甲恶唑符合二次曲线模型,氯霉素无明显曲线关系。水体中抗生素浓度与溶解氧（DO）之间呈显着负相关关系,与溶解性有机碳（DOC）、pH之间无显着相关性。（3）四环素、磺胺甲恶唑、氧氟沙星及氯霉素的慢性生态风险阈值均小于急性生态风险阈值,差值分别为131.722 μg/L、43.109 μg/L、5.081 μg/L及43.916 μg/L。丰水期时渭河中氧氟沙星以及枯水期时渭河、兴庆湖、桃花潭和昆明池中氧氟沙星的慢性生态风险均处于高水平（RQ>1）,其余抗生素处于中低风险水平（RQ=0.01～1）;氯霉素在丰、枯水期的不同地表水环境中均无风险（RQ<0.01）。（4）水体中聚乙烯、聚苯乙烯及聚酰胺3种微塑料能吸附四环素,从而对其迁移分布产生影响。吸附过程符合准二级动力学模型,吸附24 h后基本达到动态平衡;该过程能用Freundlich吸附等温线方程进行描述,平衡浓度与平衡吸附量之间不存在线性关系,吸附能力顺序为聚苯乙烯>聚酰胺>聚乙烯,该过程受疏水性分配和静电引力主导;实验中3种微塑料在pH=5的四环素溶液中吸附性能最强,此后四环素的吸附量会随pH值的升高而降低;随着Na+强度增大,四环素吸附量先增大后减小。当水环境中无Na+存在时,微塑料对四环素的吸附作用最为明显。
郑栋赫[4]（2020）在《纳米Fe2O3与喹诺酮类抗生素对典型水生生物效应研究》文中提出现阶段纳米颗粒物和抗生素均在同一环境中普遍共存,研究二者对生物的联合毒性作用具有一定的价值。本文选取了纳米Fe2O3和氧氟沙星（OFXL）、诺氟沙星（NFXL）为实验材料,斜生栅藻和斑马鱼为受试生物。运用直接均分射线法和相加指数法,初步探究其对水生生物抗氧化系统的作用机制。研究结果表明:1)NFXL对于斜生栅藻和斑马鱼的毒性均高于OFXL。2)单一毒性实验中,NFXL、OFXL对斜生栅藻MDA含量影响为持续诱导,而对SOD活性、CAT活性均为先诱导后抑制。同浓度NFXL实验组SOD活性均高于OFXL和纳米Fe2O3实验组。纳米Fe2O3对斑马鱼SOD活性影响为先促进后抑制的作用,纳米Fe2O3对斑马鱼MDA含量逐渐抑制。NFXL、OFXL对斑马鱼CAT活性均为逐渐抑制,对斑马鱼MDA含量均为逐渐促进,此时两种抗生素均对造成斑马鱼氧化损伤。3)在急性毒性联合实验中,联合污染物对斜生栅藻的S分别为:OFXL+Nano-Fe2O3 R1=1.41、R2=1.08、R3=1.51;NFXL+Nano-Fe2O3 R1=1.35、R2=1.18、R3=1.28。联合污染物对斑马鱼的S分别为:OFXL+Nano-Fe2O3 R1=0.72、R2=0.86、R3=1.60;NFXL+Nano-Fe2O3 R1=0.86、R2=1.01、R3=1.83。纳米Fe2O3与OFXL对斑马鱼的急性毒性R1、R2实验组为协同作用,R3实验组为拮抗作用。纳米Fe2O3与NFXL对斑马鱼的急性毒性R1实验组为协同作用,R2、R3实验组为拮抗作用。4)根据联合毒性实验组对抗氧化系统影响,通过SOD活性变化判断,OFXL-纳米Fe2O3实验组和NFXL-纳米Fe2O3实验组对斜生栅藻和斑马鱼的作用类型为拮抗作用;通过CAT活性变化判断,OFXL-纳米Fe2O3实验组和NFXL-纳米Fe2O3实验组对斑马鱼的作用类型为拮抗作用;通过MDA含量变化判断,NFXL-纳米Fe2O3实验组和OFXL-纳米Fe2O3实验组对斜生栅藻和斑马鱼作用类型为协同作用。
常妮妮[5]（2020）在《城市内湖景观功效综合评价指标研究》文中认为城市水体是指城市建成区以及城市规划区范围内的地表水体,以营造城市水环境景观,为市民提供休闲娱乐的亲水空间为主要目的。对于大多数城市水体,特别是城市内湖而言,其基本功能是景观功能。但现有关于城市内湖的评价主要针对水体水质状况和水体富营养化情况,对水体景观功效的评价和保障存在不足,而且景观功效很难用简单切实的指标来评价。因此,本文以城市内湖的景观功效为着眼点,在全国26个省（市）选择189座城市内湖,通过资料收集、实地调查、现场检测和数据处理,获得第一手资料,在此基础上通过理论分析、数据解析和模拟计算,研究建立了城市内湖景观功效综合评价指标,应用于城市内湖景观功效保障的策略分析。论文的主要研究成果如下:（1）基于全国26个省（市）的189座城市内湖的现状调研,研究了主要水环境参数与水体景观功效的关联性。结果表明,对于补水条件差异较大的城市内湖,无论运用基于地表水环境质量标准的水质评价法,还是传统的富营养化状态评价法,都难以得到与调研结果很好吻合的评价结论。鉴于水体的景观功效在很大程度上取决于水的视觉性状和公众接受度,运用现场问卷调查的结果,发现公众满意度和实测的水体透明度（SD）具有良好的正相关关系,说明SD与城市内湖景观功效具有重要的关联性,因此SD的影响因素分析可以成为研究建立城市内湖景观功效综合评价指标的理论途径。（2）根据SD与水体景观功效的关联性,以制约SD的因素分析为切入点,开展了影响水体景观功效的水环境参数研究。基于SD的理论分析,判明水中无机悬浊质、有机残渣和藻类这三类光散射物质浓度直接影响水的视觉感官,从而成为水体景观功效的主要制约因素。通过三类物质的成因分析,判明水的视觉感官性状与其悬浊状态、有机污染状态、藻类繁殖状态和水力状态密切相关,而直接影响上述状态的独立水环境参数为:悬浮固体（SS）、溶解氧（DO）、有机物（COD）、氨氮（NH4+-N）、硝氮（NO3--N）、总磷（TP）、水力停留时间（HRT）和水温（T）。因此,可将这8个参数作为城市内湖景观功效的关联水环境因子。（3）建立了城市内湖景观功效综合评价指标。通过常用综合指标形式的比较分析,选择幂指数的表达模式,建立了以8个关联水环境因子为元素的城市内湖景观功效综合评价指标WLEI=Πi=18qiwi;通过关联因子的无因次化,并运用城市内湖调研的第一手资料,发现了各关联因子的对数正态分布规律,得出了相应的累积频率分布函数,进而确定了因子质量qi（i=1～8）;通过因子变量的敏感性分析,发现因子的权重系数wi（i=1～8）受补水来源的影响很大,将水体的水源分为天然水和再生水两类,确立了相应的权重系数;基于城市内湖调研数据的计算分析表明,水体的WLEI计算值与实测的水体透明度SD具有良好的相关关系（R2=0.8948,p<0.05）,以SD作为公众接受度的参考指标,提出了城市内湖景观功效的分级定量评价方法。（4）结合我国缺水城市再生水用于景观水体补水的实际需求,基于天然水和再生水的水质差异性,运用城市内湖景观功效综合评价指标进行了再生水补水和天然水补水的案例比较,研究了城市内湖景观功效提升的基本策略。结果表明,虽然再生水中有机物、营养盐等溶解物浓度一般高于天然水,但具有SS浓度低的优势,在8个关联水环境因子中,水体的水力停留时间（HRT）对WLEI的贡献率最大,其次为再生水的有机物浓度（CODMn）,因此提供充沛的再生水补给和强化再生水处理的有机物去除是水体景观功效保障的主要策略。与此相比,以天然水为水源的情况下,SS浓度对WLEI的贡献率最大,其次为HRT和TP,因此通过适当的预处理（例如混凝和过滤）降低补水的SS和TP浓度,同时提供较充沛的补水量是水体景观功效保障的主要策略。
谭芳[6]（2020）在《四溴双酚A在水中沉积物吸附降解行为及其在斑马鱼中的分布与代谢特征研究》文中指出四溴双酚A（Tetrabromobisphenol A,TBBPA）作为广泛应用的溴代阻燃剂,在各种环境介质中均有检出的报道。水体是TBBPA的一个重要汇。TBBPA由于具有高疏水性和稳定性,易于蓄积在水体沉积物中,并在水生生物体内累积。针对TBBPA在沉积物中的吸附与降解行为的研究将有助于揭示TBBPA在水-沉积物体系中污染的环境行为特征,为研究TBBPA对环境潜在的生态危害和健康风险评估提供理论依据。目前国内外围绕TBBPA在生物体内开展的研究工作主要集中于TBBPA在生物体内分布累积以及毒性机理探讨,关于其在水生生物体内的代谢研究还很少。污染物在生物体内发生代谢后,得到的代谢产物不仅对污染物毒性产生影响,还可能会影响其生物积累和放大。因此研究TBBPA在水生物体内的累积和代谢过程及代谢产物的代谢路径,对更好地评价其生物毒性效应和生态风险具有非常重要的意义。本论文为深入了解四溴双酚A在沉积物中的吸附降解行为及其在水生物中的分布与代谢特征,开展的主要工作有:第一章四溴双酚A在沉积物中的吸附研究目的:通过考察沉积物的理化性质及主要组分与沉积物对TBBPA吸附能力的相关性来确定沉积物中对TBBPA吸附起主要作用的影响因素,以研究TBBPA在沉积物上的吸附特征与规律。方法:分别用Linear方程、Freundirich方程和Langmuir方程拟合5个不同来源的沉积物吸附TBBPA的吸附等温线,考察三种方程的拟合准确性与精密度以确定研究采用的等温方程。测定不同来源沉积物的p H、阳离子交换量、有机质和粘粒量等理化参数,将沉积物的理化性质参数运用相关性和多元线性分析,以判断沉积物的理化特性对TBBPA吸附能力的影响。对沉积物样品进行去矿化、碱提取、H2O2处理、灼烧去除有机质、灭菌等不同的处理,考察各处理的沉积物组分对TBBPA吸附的影响。由于单个污染物在沉积物-水体系中的吸附行为在某种程度上会受到其他共存污染物的影响。而TBBPA作为阻燃剂常与电子产品中的重金属离子共存,其中镉（Cd）作为一种广泛存在的重金属污染物,生物毒性最强。因此本论文还研究了不同处理沉积物中加入重金属镉离子后对TBBPA吸附的影响。结果:TBBPA在沉积物上的吸附结果用Freundlich吸附等温式进行拟合,准确性精密度都较好。不同沉积物样品对TBBPA的吸附能力存在很大的差异,通过相关性分析得出,TBBPA的吸附系数主要与沉积物p H、有机质显着相关;通过考察不同处理沉积物样品对TBBPA的吸附行为,TBBPA在沉积物各组分上的吸附强度由强到弱依次列为:去矿化>原始沉积物>灭菌>碱提取>H2O2处理>去有机质。处理过的各沉积物在加入镉金属离子后经吸附实验,灭菌处理过的沉积物样品呈现出吸附能力下降,其他五种沉积物组分样品的吸附能力均有所上升。结论:在p H 4-9的范围内,随着p H的增加,沉积物对TBBPA的吸附量逐渐减少。有机质包含腐殖质主导着沉积物对TBBPA的吸附,沉积物中矿物组分对吸附的贡献最小,沉积物中的细菌由于存在生物吸附而有助于沉积物对TBBPA的吸附。金属镉离子对沉积物上TBBPA的吸附存在协同作用。第二章四溴双酚A在水-沉积物系统中的降解变化研究目的:为了研究水体环境里沉积物中TBBPA的降解情况,模拟TBBPA污染的水-沉积物体系,在环境温度、p H、光照、共存离子的组成不同的情况下,分析研究其在水-沉积物系统中的降解变化特征。方法:设置紫外光照实验组、温度分别为25°C、40°C实验组、p H为4,7,9实验组,平行条件下添加镉离子实验组,分别在反应30、60、90、120、180min测定TBBPA在沉积物中的浓度变化。结果:TBBPA在3小时紫外光照下,去除率为51.8%。环境温度为25°C时,沉积物中TBBPA的去除率为2.8%,40°C时的去除率为11.5%。p H=7条件下,3小时后TBBPA在沉积物上去除率为2.8%,p H=4条件下,去除率为35.9%,p H=9条件下,去除率为39.1%。在紫外光照,不同温度和p H值下,沉积物中加入镉离子后四溴双酚A在3小时内降解变化为2.4%-29.4%之间。结论:光降解是TBBPA在沉积物中的重要降解途径。温度上升能促进沉积物中TBBPA的降解和迁移转化;TBBPA降解率在40°C的条件下较高,与环境温度呈现良好的正相关性。改变沉积物的p H值会影响沉积物中TBBPA的自然降解,在弱碱性沉积物中的降解速率最大。在紫外光照,不同温度和p H值下,在加入镉金属离子后的沉积物中,TBBPA去除率下降幅度较小,说明重金属镉会抑制TBBPA在沉积物中的降解,造成TBBPA在沉积物中的持久蓄积和污染。第三章四溴双酚A在斑马鱼体内代谢产物的鉴定目的:建立简便快速鉴定鱼体组织中TBBPA代谢物的分析方法,鉴定分析鱼体中TBBPA的代谢物,为研究TBBPA在鱼体内的代谢转化提供分析基础。方法:以斑马鱼为受试生物,建立了测定鱼体组织样品中TBBPA及其代谢产物的前处理方法,采用甲醇与水的混合溶液沉淀蛋白,二氯甲烷和正己烷的混合溶液去除脂肪。运用超高效液相色谱串联静电场轨道阱高分辨质谱（UHPLC-Orbitrap-HRMS）建立了TBBPA代谢产物的质谱定性方法。通过一级全扫及二级质谱图获得的信息,比较其同位素峰比率和理论比率以及碎片离子的组成来判断鉴别分析TBBPA代谢物的组成。结果:前处理方法提取、分离、回收率较好;运用UHPLC-Orbitrap-HRMS建立的TBBPA代谢产物的质谱定性方法,能够满足生物样品中TBBPA及其代谢产物的分析要求。在斑马鱼肝脏中发现六种TBBPA的代谢物。结论:六种代谢物分别是2,6-二溴-4-[1-（3-溴-4-羟基苯基）-1-甲基乙基]-苯酚（三溴双酚A）（M1）、1,3-二溴-2-甲氧基-5-乙烯基苯（M2）、4-（2-羟基异丙基）-2,6-二溴苯酚（M3）、2,6-二溴-4-硝基苯酚（M4）、2,6-二溴-4-（1-羟基-2-甲基丙烷-2-基）苯酚或2,6-二溴-4-（2-羟基-2-基）-3-甲基苯酚（M5）和TBBPA单硫酸盐（M6）。在空白对照组未发现上述代谢物,说明这些代谢物是TBBPA在斑马鱼体内发生生物转化而产生。代谢物M1、M3、M5和M6已在生物体内检出,但在截至目前的研究中,M2和M4仅在环境中检测到,在生物体中尚未发现。第四章四溴双酚A在斑马鱼体内的分布与代谢特征目的:通过考察TBBPA及其代谢物在成年斑马鱼体内不同组织中的蓄积、分布及其在体内代谢转化过程,推断TBBPA在鱼体内的代谢途径。方法:结合超声萃取、离心以及色谱-质谱联用分析,建立测定鱼体内TBBPA及其代谢产物含量的分析方法。分析研究在TBBPA不同的暴露时间和暴露浓度下斑马鱼肝脏、肾脏、鳃和肌肉中TBBPA的蓄积分布,对TBBPA及其在不同组织中的代谢产物进行含量测定,以阐明TBBPA在斑马鱼体内潜在的转化代谢途径。结果:TBBPA及其代谢物主要分布在斑马鱼的肝脏和肾脏中,TBBPA及其大多数代谢产物在肝脏和肾脏中的含量随着暴露浓度的增加而增加。在10天暴露实验中,TBBPA及其代谢物在肝脏和肾脏中的含量在暴露第3天达到最大值,随后逐渐下降。结论:发现的TBBPA代谢物中有5种代谢产物为I相反应产物,1种为II相反应产物。TBBPA单硫酸盐作为TBBPA在斑马鱼体内的II相代谢产物,在代谢物中占主导地位。TBBPA的氧化裂解是主要的I相代谢途径。
刘连盟[7]（2020）在《稻用生物与化学组合增效杀菌剂的研发和相关机制研究》文中指出水稻是我国最重要的粮食作物之一,以稻瘟病、水稻纹枯病和稻曲病为代表的各种病害每年都会给水稻生产造成巨大损失。化学防治是目前生产上最主要和最有效的水稻病害防控措施,但也存在环境污染、抗药性和残留等问题。随着人们环境意识的提高、对化学防治的重新认识和有机农业的发展,生物杀菌剂因其环境友好、安全和开发成本低的优点在水稻病害防控上表现出光明的前景。本研究评估了两株不同类型的生防潜力菌芽孢杆菌H158和链霉菌HSA312对水稻主要病害的生防效能,并解析了其生防机制。在生防菌和化学杀菌剂互补性的基础上,以生防菌和化学杀菌剂混用（菌-剂混用）增效为指导思想,筛选得到两个生防菌株与化学杀菌剂的三种增效组合,并对相关的增效机制进行了探讨。得到以下研究结果:1. 利用形态学、生理生化特征、细胞壁脂肪酸组成、16S r DNA及gyr B序列等信息将H158菌株鉴定为枯草芽孢杆菌（Bacillus subtilis）。H158对多种病原菌尤其是稻瘟病菌和稻曲病菌表现出强烈的拮抗效果,可达83.3%和75.6%,能在MSGG、PDA（B）和PSA（B）等多种培养基上形成稳定成熟的生物膜,并表现出一定的溶菌能力。H158可以调节水稻防御相关酶活和基因表达,通过诱导系统抗性（ISR）提高水稻对病害的抗性。H158的对峙培养可引起稻瘟病菌大量基因差异表达,尤其表现在脂类代谢等通路上。H158在田间对稻瘟病、水稻纹枯病和稻曲病等水稻主要病害都表现出明显的防治效果,防效在38.4-50.1%之间。H158与化学杀菌剂混用性能良好,增效作用最明显的是其与嘧菌酯混用对水稻纹枯病的防治和与戊唑醇混用对稻曲病防治,增效系数分别为1.9和0.36。H158发酵液处理水稻植株对稻米品质和加工性能无明显不利影响,在垩白度、蛋白含量和直链淀粉含量等性状上还有所提升。2. 在人工接种和自然发病条件下,嘧菌酯、吡唑醚菌酯和肟菌酯等三种甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂（Qo I）与H158混用在水稻纹枯病防治上都表现出强烈的增效作用,以嘧菌酯+H158组合防效最好,最高达88.8%;肟菌酯+H158组合增效作用最强,增效系数最高达3.7。三种Qo I类杀菌剂对H158毒性很低,在低于200 mg L-1的浓度下还能促进其生长,其中嘧菌酯对H158的亲和作用最强。Qo I类杀菌剂对H158在植株定殖性能未见明显的抑制作用,肟菌酯表现出一定的促定殖作用。在培养前期（0-48h）,肟菌酯可促进H158生物膜结构的生长和成熟;肟菌酯对H158引起的水稻ISR的影响不明显,其增效机制主要表现为促进H158生长、定殖和提高抗逆性。3. 戊唑醇+H158混用组合仅在戊唑醇64.5 g a.i.ha-1的低用量下才表现出增效作用,增效系数为2.5,而在更高用量水平下表现出拮抗作用。戊唑醇对H158具有一定的毒性,50 mg L-1的浓度即可抑制其生长,且能明显抑制H158生物膜的形成,在超过25 mg L-1的浓度下无法形成生物膜结构。该混用组合对水稻防御相关酶活和防御相关基因的表达都具有明显的诱导和调控作用,增强水稻ISR是两者混用的主要增效机制。4. 利用形态、生理生化特征、细胞壁脂肪酸组成分析和分子生物学等方法,将一株分离自西藏那曲地区的放线菌（HSA312）,鉴定为阿洛杰链霉菌（Streptomyces araujoniae）。该菌株仅对稻曲病菌和稻瘟病菌表现出强烈的拮抗作用,抑制率在56.7-51.1%,对其他病原菌抑制效果不佳,抑制率在22%以下。HSA312具有一定的溶菌能力,表现出较强的紫外辐射抗性和植株定殖能力,可以调节水稻防御相关酶活和基因表达,通过ISR提高水稻对病害的抗性。转录组分析表明,HSA312可引起病原菌大量基因下调表达。田间试验结果表明,HSA312对稻瘟病防效较高,最高达52.2%,但对其他病害防效不明显。其发酵液对稻瘟病菌的菌丝生长、孢子萌发和附着胞形成的抑制作用强烈,其中附着胞最为敏感,浓度为107 cfu m L-1时已能完全抑制附着胞的形成。在人工接种和自然发病情况下,HSA312对稻瘟病尤其是叶瘟表现出优异的防效,防效最高达83.9%。HSA312与多种化学药剂的混用性能不佳,但与三环唑混用对叶瘟防治表现出一定的增效作用,增效系数为1.5。品质和加工性能的研究表明,HSA312发酵液处理后对稻米品质和稻谷加工性能无明显不利影响,在垩白度、粘性和精米率等一些性状上还有所提升。5. HSA312+三环唑组合对叶瘟的防治表现出一定增效作用,但不够稳定,而在穗颈瘟的防治上增效作用稳定,两年的增效系数分别为1.0和1.2。三环唑对HSA312孢子萌发和菌体生长都有一定的抑制作用,但抑制作用会随着时间的推移,逐渐减弱,6天后仅超过160 mg L-1的浓度才能对菌落大小造成影响。三环唑对HSA312对稻瘟病菌的抑菌能力没有明显影响,对峙下HSA312对稻瘟病菌菌丝转录组影响也比较有限。HSA312+三环唑组合对水稻防御相关酶活和防御相关基因的表达都具有明显的诱导和调控作用,预示水稻ISR是该组合的主要增效机制。本研究的完成不仅为基于H158和HSA312及其与化学杀菌剂增效组合的相关药剂研发奠定基础,也为生物杀菌剂和化学杀菌剂增效机制的研究提供参考。
阜阳市人民政府办公室[8]（2020）在《阜阳市人民政府办公室关于印发《阜阳市养殖水域滩涂规划（2019-2030年）》《淮河阜阳段橄榄蛏蚌国家级水产种质资源保护区保护工作实施方案》的通知》文中研究说明阜政办秘[2020]31号各县、市、区人民政府,市直有关单位:《阜阳市养殖水域滩涂规划（2019-2030年）》和《淮河阜阳段橄榄蛏蚌国家级水产种质资源保护区保护工作实施方案》已经市政府同意,现印发给你们,请认真贯彻落实。2020年5月14日阜阳市养殖水域滩涂规划（2019-2030年）
汪雅雯[9]（2020）在《典型新兴溴系阻燃剂在水环境中富集和代谢转化机制研究》文中研究表明溴系阻燃剂（Brominated flame retardants,BFRs）由于阻燃效率高和经济适用性等优点被广泛应用。近年来世界各国甚至北极地区均检测出BFRs,由此引发的环境问题受到重点关注。目前研究多基于实地采样来分析污染水平,关于生物对BFRs的生物转化行为知之甚少。本文以典型电子垃圾拆解场地沉积物检出浓度较高的十溴二苯醚（BDE209）、十溴二苯乙烷（DBDPE）、六溴苯（HBB）、1,2-双（2,4,6-三溴苯氧基）乙烷（BTBPE）和五溴甲苯（PBT）这5种溴系阻燃剂作为目标污染物,配制0.2、1.0、5.0、25.0和50.0mg/kg的复合染毒沉积物;以铜锈环棱螺和斑马鱼作为受试生物,搭建实验室内水生微宇宙装置,进行35天的富集实验和14天的清除实验,探究BFRs的生物富集水平、清除能力和代谢转化机制,为其水生态风险评估提供基础科学依据。主要研究结果如下:（1）生物体内富集量与暴露时间和剂量呈正相关,雌雄田螺对BFRs的富集无显着差异（P>0.05）,腹足中BFRs的含量低于内脏。腹足中BTBPE占比为25.3%-58.1%,内脏中DBDPE和BDE209占BFRs总量的一半以上。田螺内脏对各物质的生物沉积物富集因子（BSAF）值依次为 DBDPE>BDE209>BTBPE>PBT>HBB,与 5 种 BFRs 的 logKow线性拟合R2>0.9。BFRs可代际传递,并在仔螺体内蓄积。一级动力学模型计算田螺腹足对PBT、HBB和BTBPE的平均清除半衰期为2.2、4.2和13.0天,内脏的相应清除半衰期为8.9、4.9和19.6天,各浓度组DBDPE和BDE209的清除半衰期均大于7天。（2）富集期间水体中各污染物浓度不超过186.88 ng/L,斑马鱼体内BFRs含量高于水体而低于田螺。6类组织中最大富集量排序为肝脏（7504.54 ng/g）>肠道（6936.99 ng/g）>鳃（3532.97ng/g）>脑（1531.93 ng/g）>卵（1277.87ng/g）>肌肉（605.80 ng/g）。主成分分析（PCA）表明PBT和HBB主要蓄积在斑马鱼肝脏和卵中,BDE209和DBDPE更多富集于鳃和肌肉中,BTBPE在肠道中比例高。斑马鱼体内PBT、HBB、BTBPE、DBDPE和BDE209的平均清除半衰期分别为4.01、4.09、2.90、3.72和3.75天。（3）50.0 mg/kg的单一 BFR暴露体系中,田螺肝脏表面相比对照组在扫描电子显微镜（SEM）下观察到明显的结构损伤,包括皱缩、穿孔、裂缝、组织增生和分离等。各物质在受试生物体内发生了代谢转化,结合GC-ECNI-MS和GC-EI-MS检测结果,鉴定了 2,4,6-三溴甲苯为PBT的代谢产物;HBB的转化产物主要有1,2,4,5-四溴苯和1,2,4-三溴苯;BTBPE的代谢产物之一为2,4,6-三溴苯酚;DBDPE在生物体内发生了还原脱溴过程;BDE209被代谢转化为包括五溴至九溴在内的低溴同系物。
袁少芬[10]（2020）在《鄱阳湖五氯酚沉积物质量基准研究及风险评价》文中研究指明五氯酚（Pentachlorophenol）是典型的持久性有机污染物和优控污染物,对环境造成持续危害。鄱阳湖曾大量使用五氯酚杀灭血吸虫的宿主钉螺,五氯酚长期残存在环境中,影响人民的生产生活。沉积物基准（Sediment quality guidelines,SQG）是沉积物污染管理的有效手段之一,目前针对鄱阳湖沉积物相关基准研究较少,为深入探讨鄱阳湖流域五氯酚的沉积物基准,本文采用相平衡分配理论的相平衡分配法（Equilibriumpartitioningapproach,EqPA）和毒性数据库的物种敏感性分布法（Species sensitivity distributions,SSD）对其进行探讨。根据鄱阳湖沉积物的理化性质和特点得出了鄱阳湖流域五氯酚的沉积物基准值,并根据该沉积物基准,采用危险商值法对其进行了风险评价。主要研究结果如下:（1）选取鄱阳湖底栖生物中的优势种群泥鳅（Misgurnus anguillicaudatus）、环棱螺（Bellamya quadrata）和河蚬（Corbicula fluminea）三种生物进行了五氯酚沉积物毒性试验,作为对毒性数据库的补充。结果表明:五氯酚的浓度越高,生物的毒性效应越明显。五氯酚对泥鳅、环棱螺和河蚬的急性毒性96h-LC50分别为 31.39 mg/kg,65.19 mg/kg 和 61.89 mg/kg;对其慢性毒性 21d-LC50 分别为5.26 mg/kg,12.89 mg/kg 和 9.68 mg/kg。（2）相平衡分配法（EqPA）结果表明:利用毒性数据库数据得出最终慢性值（FCV）为21.389 μg/L,实验测得五氯酚的Koc为2.71,沉积物的foc3.09%,五氯酚沉积物基准值（SQG）为0.335mg/kg。通过物种敏感性分布法（SSD）计算,利用相平衡转化将数据库中水中毒性数据转化为沉积物中毒性数据,得到的五氯酚沉积物基准其CMC为6.38 mg/kg,CCC为0.399 mg/kg。（3）通过对鄱阳湖沉积物中17个采样点的五氯酚含量进行测定,其浓度范围为0.34～46.58 μg/kg,均未超过所得到的沉积物基准值,也不超过其预测无效应浓度（PNEC,Predicted No Effect Concentration）。危险商值法表明17个采样点中12个采样点的沉积物中五氯酚不存在生态风险,而4个采样点沉积物中五氯酚存在较低风险,分别为S2、S3、S7和S12,位于吴城、南矶山和三江口区域。总体来讲,采样点沉积物中五氯酚风险较低。
二、一起水生生物污染自来水的调查（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、一起水生生物污染自来水的调查（论文提纲范文）
（1）PFOS替代品OBS在斑马鱼体内的毒代动力学及毒性作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略语 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 全氟化合物(PFASs)概述 |
| 1.1.2 全氟化合物(PFASs)的环境分布与归趋 |
| 1.1.3 全氟化合物(PFASs)的分析检测方法 |
| 1.1.4 全氟化合物(PFASs)的生物富集和组织分布 |
| 1.1.5 全氟化合物(PFASs)的毒理学研究进展 |
| 1.1.6 新型全氟化合物(PFASs)研究进展 |
| 1.2 全氟壬烯氧基苯磺酸钠(OBS)的环境污染现状及研究进展 |
| 1.2.1 OBS概述 |
| 1.2.2 OBS环境分布及污染现状 |
| 1.2.3 OBS生态毒理效应研究进展 |
| 1.3 斑马鱼在生态毒理学中的应用 |
| 1.4 抗氧化系统 |
| 1.5 斑马鱼肠道菌群研究概况 |
| 1.6 研究意义和主要研究内容 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 OBS在斑马鱼体内的富集、组织分布和代谢规律 |
| 2.1 实验器材与试剂 |
| 2.1.1 主要仪器设备 |
| 2.1.2 主要试剂耗材 |
| 2.1.3 斑马鱼自动暴露系统 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 斑马鱼的准备 |
| 2.2.2 富集和代谢实验 |
| 2.2.3 斑马鱼体内OBS的提取与净化 |
| 2.2.4 LC-MS/MS定性定量分析 |
| 2.2.5 总蛋白的测定 |
| 2.2.6 同源建模和分子对接 |
| 2.2.7 QA/QC |
| 2.2.8 数据分析 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 水样和鱼体中PFASs分析方法的建立 |
| 2.3.2 斑马鱼生理指标的影响 |
| 2.3.3 暴露溶液中PFASs的浓度 |
| 2.3.4 PFAS在斑马鱼体内的富集与清除 |
| 2.3.5 OBS在斑马鱼成鱼体内的组织分布特征 |
| 2.3.6 结合模式分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 OBS对斑马鱼的发育毒性及分子机制 |
| 3.1 实验器材与试剂 |
| 3.1.1 主要仪器设备 |
| 3.1.2 主要试剂耗材 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 斑马鱼的养殖和胚胎暴露实验 |
| 3.2.2 OBS对斑马鱼胚胎发育的影响 |
| 3.2.3 OBS对斑马鱼胚胎发育过程关键基因表达量的影响 |
| 3.2.4 总RNA提取及浓度测定 |
| 3.2.5 cDNA合成与实时荧光定量PCR |
| 3.2.6 数据统计分析 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 OBS对斑马鱼胚胎发育的影响 |
| 3.3.2 OBS对斑马鱼胚胎发育关键基因表达量的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 OBS对斑马鱼抗氧化系统的影响及分子机制 |
| 4.1 实验器材与试剂 |
| 4.1.1 主要仪器设备 |
| 4.1.2 主要试剂耗材 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 斑马鱼暴露实验 |
| 4.2.2 ROS和抗氧化酶活性的检测 |
| 4.2.3 组织病理切片制作与观察 |
| 4.2.4 Western blot |
| 4.2.5 数据统计分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 OBS对斑马鱼抗氧化系统的影响 |
| 4.3.2 对Nrf2、CAT和SOD蛋白表达的影响 |
| 4.3.3 OBS对斑马鱼组织病理的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 OBS对斑马鱼肠道菌群的影响 |
| 5.1 实验器材与试剂 |
| 5.1.1 主要仪器设备 |
| 5.1.2 主要试剂耗材 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 斑马鱼暴露实验 |
| 5.2.2 总DNA提取与检测 |
| 5.2.3 PCR扩增 |
| 5.2.4 PCR产物鉴定、纯化及定量 |
| 5.2.5 构建PE文库及Illumina测序 |
| 5.2.6 组织病理切片制作与观察 |
| 5.2.7 数据处理 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 OUT聚类与注释 |
| 5.3.2 肠道菌群组成结构分析 |
| 5.3.3 LEfSe多级物种差异判别分析 |
| 5.3.4 组织病理学分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足和展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
（2）太湖中甾体激素污染特征及生态风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 甾体激素的概述 |
| 1.1.2 甾体激素的种类 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 甾体激素的来源和在环境中的污染特征 |
| 1.2.2 甾体激素的环境行为 |
| 1.2.3 甾体激素的生态毒理效应 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 太湖中甾体激素的污染特征 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 目标甾体激素 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 样品预处理 |
| 2.2.3 样品检测 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 太湖表层水体和沉积物中甾体激素的赋存 |
| 2.3.2 太湖中甾体激素浓度的季节变化 |
| 2.3.3 太湖中甾体激素浓度的空间变化 |
| 2.3.4 甾体激素在水-沉积物中的分配趋势 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 甾体激素在沉积物中的吸附特征 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 沉积物样品的采集及处理 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 吸附动力学实验方法 |
| 3.2.2 吸附等温线实验方法 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 甾体激素在沉积物中的吸附动力学特征 |
| 3.3.2 沉积物S1 对甾体激素的吸附等温线研究 |
| 3.3.3 沉积物S2 对甾体激素的吸附等温线研究 |
| 3.3.4 沉积物S3 对甾体激素的吸附等温线研究 |
| 3.3.5 三种沉积物对甾体激素吸附作用的差异分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 水环境中甾体激素的生态风险评估 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 实验试剂 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.1.3 受试生物 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 生态风险评估方法 |
| 4.2.2 红罗非鱼暴露实验 |
| 4.2.3 生物标志物的测定 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 风险熵法评估甾体激素的生态效应 |
| 4.3.2 糖皮质激素 DEX 对红罗非鱼分子水平的毒性效应 |
| 4.3.3 腐殖酸对糖皮质激素 DEX 生物有效性的影响初探 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 主要结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
（3）西安市地表水环境中典型抗生素污染特征及风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 抗生素概述 |
| 1.1.1 抗生素的分类及使用现状 |
| 1.1.2 水体中抗生素的来源 |
| 1.1.3 抗生素的危害 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 抗生素在水环境中的赋存 |
| 1.2.2 水生生态风险评价方法 |
| 1.2.3 抗生素的吸附特征 |
| 1.3 研究意义及内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 样品采集与分析 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.2.1 采样点选取 |
| 2.2.2 样品的采集 |
| 2.3 实验分析 |
| 2.3.1 实验主要试剂、仪器及材料 |
| 2.3.2 样品预处理 |
| 2.3.3 测定条件 |
| 2.4 质量控制与数据处理 |
| 2.4.1 质量控制 |
| 2.4.2 数据处理方法 |
| 3 地表水环境中抗生素浓度水平与污染特征 |
| 3.1 丰水期表层水体中抗生素的污染水平 |
| 3.2 丰水期表层沉积物中抗生素的污染水平 |
| 3.3 枯水期表层水体中抗生素的污染水平 |
| 3.4 表层水中抗生素与水质指标之间的关系 |
| 3.4.1 抗生素与DOC之间的关系 |
| 3.4.2 抗生素与pH之间的关系 |
| 3.4.3 抗生素与DO之间的关系 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 地表水环境表层水中抗生素的生态风险评价 |
| 4.1 数据来源 |
| 4.2 风险阈值推导方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 抗生素的急性生态风险阈值 |
| 4.3.2 抗生素的慢性生态风险阈值 |
| 4.3.3 抗生素的慢性毒作用带 |
| 4.4 生态风险评价 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 水体中微塑料对抗生素的吸附特征 |
| 5.1 主要材料和仪器 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.2 样品的表征及分析 |
| 5.2.1 扫描电镜 |
| 5.2.2 傅里叶变换红外光谱 |
| 5.2.3 X射线衍射 |
| 5.3 吸附实验过程 |
| 5.3.1 标准曲线的绘制 |
| 5.3.2 吸附动力学实验 |
| 5.3.3 吸附等温线实验 |
| 5.3.4 溶液pH的影响实验 |
| 5.3.5 离子强度的影响实验 |
| 5.3.6 吸附量的计算 |
| 5.4 吸附模型 |
| 5.4.1 吸附动力学模型 |
| 5.4.2 吸附等温线模型 |
| 5.5 结果与分析 |
| 5.5.1 吸附动力学 |
| 5.5.2 吸附等温线 |
| 5.5.3 pH的影响 |
| 5.5.4 离子强度的影响 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士学位期间参加项目、发表论文及获奖情况 |
（4）纳米Fe2O3与喹诺酮类抗生素对典型水生生物效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状及发展趋势 |
| 1.2.1 抗生素的概述 |
| 1.2.2 纳米材料的概述 |
| 1.2.3 喹诺酮抗生素对水生生物的影响 |
| 1.2.4 纳米材料对水生生物影响 |
| 1.2.5 纳米材料和抗生素对水生生物联合效应 |
| 1.2.6 抗氧化指标研究现状 |
| 1.2.7 联合毒性实验设计方法 |
| 1.2.8 联合毒性分析方法 |
| 1.3 本课题的目的与研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 受试生物和研究内容 |
| 1.3.3 研究方法 |
| 1.3.4 技术路线 |
| 第2章 斜生栅藻受胁迫的单一毒性效应 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 受试生物 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 藻类的培养与暴露 |
| 2.2.2 纳米Fe_2O_3的Zeta电位测定 |
| 2.2.3 斜生栅藻的生长实验 |
| 2.2.4 OFXL、NFXL对斜生栅藻的急性毒性实验 |
| 2.2.5 纳米Fe_2O_3对斜生栅藻抗氧化实验 |
| 2.2.6 OFXL、NFXL对斜生栅藻抗氧化实验 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 纳米Fe_2O_3 进行Zeta电位测定结果 |
| 2.3.2 斜生栅藻生长实验结果 |
| 2.3.3 OFXL、NFXL对斜生栅藻的急性毒性实验结果 |
| 2.3.4 纳米Fe_2O_3对斜生栅藻的抗氧化影响 |
| 2.3.5 NFXL、OFXL对斜生栅藻的抗氧化影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 斑马鱼受胁迫的单一毒性效应 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 受试生物 |
| 3.1.2 实验试剂 |
| 3.1.3 实验仪器 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 斑马鱼的培养 |
| 3.2.2 斑马鱼组织富集实验 |
| 3.2.3 OFXL、NFXL对斑马鱼的急性毒性实验 |
| 3.2.4 斑马鱼组织浓度实验 |
| 3.2.5 纳米Fe_2O_3对斑马鱼抗氧化实验 |
| 3.2.6 OFXL、NFXL对斑马鱼抗氧化实验 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 斑马鱼组织富集实验结果 |
| 3.3.2 斑马鱼急性毒性实验结果 |
| 3.3.3 斑马鱼组织浓度实验结果 |
| 3.3.4 纳米Fe_2O_3对斑马鱼抗氧化影响 |
| 3.3.5 NFXL、OFXL对斑马鱼抗氧化影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 斜生栅藻受胁迫的联合毒性效应 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 受试生物 |
| 4.1.2 实验试剂 |
| 4.1.3 实验仪器 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 联合毒性实验设计方法 |
| 4.2.2 联合毒性实验 |
| 4.2.3 联合毒性作用抗氧化实验 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 NFXL、OFXL与纳米Fe_2O_3 对斜生栅藻急性毒性影响 |
| 4.3.2 NFXL、OFXL与纳米Fe_2O_3 联合对斜生栅藻抗氧化影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 斑马鱼受胁迫的联合毒性效应 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 受试生物 |
| 5.1.2 实验试剂 |
| 5.1.3 实验仪器 |
| 5.2 研究方法 |
| 5.2.1 联合毒性实验设计方法 |
| 5.2.2 OFXL、NFXL与纳米Fe_2O_3 对斑马鱼急性毒性实验 |
| 5.2.3 联合毒性对斑马鱼抗氧化实验 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 OFXL、NFXL与纳米Fe_2O_3 对斑马鱼急性毒性影响 |
| 5.3.2 NFXL、OFXL与纳米Fe_2O_3 联合对斑马鱼抗氧化影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间所发表的论文 |
| 致谢 |
（5）城市内湖景观功效综合评价指标研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 城市水环境概述 |
| 1.1.2 城市水体的特点及基本功能 |
| 1.1.3 城市水体污染问题 |
| 1.2 城市水环境质量评价 |
| 1.2.1 城市水环境质量评价指标体系 |
| 1.2.2 城市水环境质量评价标准 |
| 1.2.3 城市水环境质量评价方法 |
| 1.3 城市水体的补水问题 |
| 1.3.1 城市水体的类型及补水需求 |
| 1.3.2 城市水体的补给水源类型 |
| 1.3.3 再生水用于城市水体补水 |
| 1.4 城市水体的景观功效保障 |
| 1.4.1 水体景观的定义和一般要求 |
| 1.4.2 水体景观功效的评价问题 |
| 1.4.3 城市内湖景观功效综合评价指标研究的必要性 |
| 1.5 研究目的及技术路线 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究目的及意义 |
| 1.5.3 主要研究内容及技术路线 |
| 2 研究方法 |
| 2.1 城市内湖调研与分析 |
| 2.1.1 全国代表性城市内湖选择 |
| 2.1.2 水体调研方法 |
| 2.1.3 水体采样与水质分析 |
| 2.2 城市内湖景观功效综合评价指标研究方法 |
| 2.2.1 综合指标形式的选择 |
| 2.2.2 关联水环境因子的确定 |
| 2.2.3 水环境状态模拟 |
| 2.3 数据处理与分析 |
| 2.3.1 水质评价 |
| 2.3.2 敏感性分析 |
| 2.3.3 统计分析 |
| 3 全国代表性城市内湖调研分析 |
| 3.1 调研结果的总体分析 |
| 3.1.1 基于地表水环境质量标准的水质状况 |
| 3.1.2 基于富营养化状态的水质状况 |
| 3.1.3 水质状况的地区差异性 |
| 3.2 补给条件对城市内湖水质的影响 |
| 3.2.1 调研水体的补水类型及分布状况 |
| 3.2.2 补给水源类型对水体水质的影响 |
| 3.2.3 补水频度对水体水质的影响 |
| 3.3 公众满意度调研结果分析 |
| 3.3.1 公众满意度的总体状况 |
| 3.3.2 公众满意度与地表水水质类别的关联性 |
| 3.3.3 公众满意度与水体透明度的关联性 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 城市内湖景观功效的表征指标分析 |
| 4.1 地表水环境质量标准的景观水体适用性 |
| 4.1.1 地表水体功能与相应水质要求 |
| 4.1.2 城市内湖水质达标的限制因素 |
| 4.2 城市内湖景观功效的影响因素分析 |
| 4.2.1 水体景观功效的基本要求 |
| 4.2.2 影响水体感官性状的主要因素 |
| 4.2.3 对水体透明度的再认识 |
| 4.3 城市内湖景观功效综合表征的新思路 |
| 4.3.1 水体透明度计算的基本理论 |
| 4.3.2 水体透明度的关联水环境参数 |
| 4.3.3 城市内湖景观功效的综合表征 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 城市内湖景观功效综合评价指标的建立 |
| 5.1 景观功效综合评价指标的形式选择 |
| 5.1.1 常用综合指标形式的比较 |
| 5.1.2 景观功效综合评价指标形式的确立 |
| 5.2 因子质量的确定 |
| 5.2.1 因子的无因次化 |
| 5.2.2 因子质量的计算 |
| 5.3 因子权重的确定 |
| 5.3.1 因子变量的敏感性分析 |
| 5.3.2 权重的确定 |
| 5.4 城市内湖景观功效综合评价指标的提出 |
| 5.4.1 综合指标表达式 |
| 5.4.2 综合指标计算方法 |
| 5.4.3 基于综合指标计算值的城市内湖景观功效评价与分级 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 基于综合评价指标计算的城市内湖景观功效提升策略研究 |
| 6.1 典型案例 |
| 6.1.1 天然水补给型水体 |
| 6.1.2 再生水补给型水体 |
| 6.2 基于WLEI的景观功效评价 |
| 6.2.1 水环境因子的时空变化规律 |
| 6.2.2 基于WLEI的景观功效综合评价 |
| 6.2.3 基于WLEI景观功效评价的污染物时空分布特征 |
| 6.2.4 景观功效主要影响因子识别 |
| 6.3 景观功效提升策略 |
| 6.3.1 景观功效提升的决策框架 |
| 6.3.2 景观功效提升的技术策略 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与创新点 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录1: 调研城市内湖基本信息表 |
| 附录2: 攻读博士学位期间取得成果 |
| 附录3: 攻读博士学位期间参与的科研项目 |
（6）四溴双酚A在水中沉积物吸附降解行为及其在斑马鱼中的分布与代谢特征研究（论文提纲范文）
| 全文缩写词 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 第一章 四溴双酚A在沉积物中的吸附研究 |
| 1.1 材料和方法 |
| 1.2 结果与讨论 |
| 1.3 结论 |
| 第二章 四溴双酚A在水-沉积物系统中的降解变化研究 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.3 结论 |
| 第三章 四溴双酚A在斑马鱼体内代谢产物的鉴定 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.3 结论 |
| 第四章 四溴双酚A在斑马鱼体内的分布与代谢特征 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.3 结论 |
| 结论 |
| 创新点与局限性 |
| 参考文献 |
| 综述 溴代阻燃剂四溴双酚A系列研究进展 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（7）稻用生物与化学组合增效杀菌剂的研发和相关机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表(Abbreviation) |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 微生物与植物健康 |
| 1.2 水稻病害 |
| 1.2.1 水稻上的主要病害及其危害 |
| 1.2.2 水稻稻瘟病的发生与危害 |
| 1.2.3 水稻纹枯病的发生与危害 |
| 1.2.4 水稻稻曲病发生与危害 |
| 1.3 生物杀菌剂及其在水稻生产上的应用 |
| 1.4 枯草芽孢杆菌在植物病害生物防治上的研究与应用 |
| 1.4.1 枯草芽孢杆菌在植物病害防治上的应用 |
| 1.4.2 枯草芽孢杆菌的生防机制 |
| 1.5 链霉菌在植物病害生物防治上的研究与应用 |
| 1.5.1 链霉菌在植物病害防治上的应用 |
| 1.5.2 链霉菌对植物病害的生防机制 |
| 1.6 植物病害生物防治的缺陷与应对 |
| 1.6.1 植物病害生物防治的缺陷 |
| 1.6.2 植物病害生物防治缺陷的应对 |
| 1.7 水稻病害的化学防治 |
| 1.7.1 水稻稻瘟病的化学防治 |
| 1.7.2 水稻纹枯病的化学防治 |
| 1.7.3 水稻稻曲病的化学防治 |
| 1.7.4 水稻病害化学防治存在的问题 |
| 1.8 论文研究目的与思路 |
| 第二章 芽孢杆菌H158的鉴定及其对水稻病害的生防作用和相关机理 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试菌株、培养基与培养条件 |
| 2.2.2 菌株H158的鉴定 |
| 2.2.3 H158生物膜的形成 |
| 2.2.4 H158与不同病原菌对峙培养 |
| 2.2.5 H158产细胞壁降解酶的活性 |
| 2.2.6 H158对水稻系统抗性的影响 |
| 2.2.7 与H158对峙培养过程中稻瘟病菌转录组分析 |
| 2.2.8 H158对水稻真菌病害防效试验 |
| 2.2.9 H158与不同杀菌剂混用对水稻主要真菌病害的田间药效试验 |
| 2.2.10 H158处理后稻谷加工性能和米质的检测 |
| 2.2.11 数据处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 H158的鉴定 |
| 2.3.2 H158对水稻常见病原菌的拮抗能力 |
| 2.3.3 H158在不同培养基上产生的生物膜结构 |
| 2.3.4 真菌细胞壁裂解酶活性 |
| 2.3.5 H158对水稻系统抗性的影响 |
| 2.3.6 与H158对峙培养过程中稻瘟病菌转录组分析 |
| 2.3.7 H158对水稻主要病害的田间防治效果 |
| 2.3.8 H158和杀菌剂混用对水稻主要病害的防治效果 |
| 2.3.9 H158处理对稻谷加工性能和品质的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 第三章 H158与QoI类杀菌剂混用在水稻纹枯病防治上的增效作用及相关机制 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试菌株、培养基及培养条件 |
| 3.2.2 品种和杀菌剂 |
| 3.2.3 QoI类杀菌剂与H158混用对水稻纹枯病的防治试验 |
| 3.2.4 QoI类杀菌剂对H158的培养状况的影响 |
| 3.2.5 QoI类杀菌剂对H158在植株定殖性能的影响 |
| 3.2.6 肟菌酯对H158生物膜形成的影响 |
| 3.2.7 与肟菌酯混用对H158水稻ISR的影响 |
| 3.2.8 数据处理 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 H158和QoI类杀菌剂混用在水稻纹枯病防控上的增效作用 |
| 3.3.2 QoI类杀菌剂对H158培养状况的影响 |
| 3.3.3 QoI类杀菌剂对H158在植株定殖性能的影响 |
| 3.3.4 肟菌酯对H158生物膜形成的影响 |
| 3.3.5 肟菌酯对H158水稻ISR的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 第四章 H158与戊唑醇混用在稻曲病防治上的增效作用及相关机制 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试菌株、培养基及培养条件 |
| 4.2.2 品种和杀菌剂 |
| 4.2.3 戊唑醇与H158混用对水稻曲病的田间防治试验 |
| 4.2.4 戊唑醇对H158的培养状况的影响 |
| 4.2.5 戊唑醇对H158生物膜形成的影响 |
| 4.2.6 与戊唑醇混用对H158水稻ISR的影响 |
| 4.2.7 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 H158与戊唑醇在稻曲病防治上的增效作用 |
| 4.3.2 戊唑醇对H158培养性状的影响 |
| 4.3.3 戊唑醇对H158生物膜形成的影响 |
| 4.3.4 戊唑醇对H158水稻ISR的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 第五章 链霉菌HSA312的鉴定及其对水稻病害生防作用和相关机理 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试菌株、培养基与培养条件 |
| 5.2.2 菌株HSA312的鉴定 |
| 5.2.3 HSA312与不同病原菌对峙培养 |
| 5.2.4 平板计数法检测HSA312的紫外线抗性 |
| 5.2.5 平板计数法检测HSA312在植株表面的定殖 |
| 5.2.6 HSA312 对水稻ISR |
| 5.2.7 三环唑和HSA312混用对水稻稻瘟病菌转录组的影响 |
| 5.2.8 HSA312对水稻真菌病害防效田间试验 |
| 5.2.9 HSA312对水稻稻瘟病的生防作用 |
| 5.2.10 HSA312与不同杀菌剂混用对水稻稻瘟病田间药效试验 |
| 5.2.11 HSA312处理水稻后稻谷加工性能和米质的检测 |
| 5.2.12 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 HSA312的鉴定 |
| 5.3.2 HSA312对水稻常见病原菌的拮抗能力 |
| 5.3.3 真菌细胞壁裂解酶活性 |
| 5.3.4 HSA312对紫外线抗性 |
| 5.3.5 HSA312在水稻植株上留存动态分析 |
| 5.3.6 HSA312对水稻系统抗性的影响 |
| 5.3.7 与HSA312对峙培养过程中稻瘟病菌转录组分析 |
| 5.3.8 HSA312对水稻主要病害的防治效果 |
| 5.3.9 HSA312对水稻稻瘟病的生防作用 |
| 5.3.10 HSA312和不同药剂混用对水稻稻瘟病的防治效果 |
| 5.3.11 HSA312对稻谷加工性能和品质的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 第六章 HSA312与三环唑混用在稻瘟病防治上的增效作用及相关机制 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试菌株、培养基及培养条件 |
| 6.2.2 品种和杀菌剂 |
| 6.2.3 三环唑与HSA312混用对水稻稻瘟病的田间防治试验 |
| 6.2.4 三环唑对HSA312的培养状况的影响 |
| 6.2.5 三环唑对HSA312拮抗能力的影响 |
| 6.2.6 与三环唑混用对HSA312 引发水稻ISR的影响 |
| 6.2.7 三环唑和HSA312混用对水稻稻瘟病菌转录组的影响 |
| 6.2.8 稻瘟菌受生防菌和三环唑影响的WGCNA分析 |
| 6.2.9 数据分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 HSA312和三环唑混用对水稻稻瘟病的防治效果 |
| 6.3.2 三环唑对HSA312的培养状况的影响 |
| 6.3.3 三环唑对HSA312拮抗能力的影响 |
| 6.3.4 三环唑对HSA312 水稻ISR的影响 |
| 6.3.5 三环唑和HSA312混用对水稻稻瘟病菌基因转录组的影响 |
| 6.3.6 水稻稻瘟病菌受生防菌和三环唑影响的WGCNA分析 |
| 6.4 讨论 |
| 第七章 全文总结与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.1.1 芽孢杆菌H158的鉴定及其对水稻病害的生防与相关机理 |
| 7.1.2 H158与QoI类杀菌剂混用在水稻纹枯病防治上的增效作用及相关机制 |
| 7.1.3 H158与戊唑醇混用在稻曲病防治上的增效作用及相关机制 |
| 7.1.4 链霉菌HSA312的鉴定及其对水稻病害生防作用与相关机理 |
| 7.1.5 HSA312与三环唑混用在稻瘟病防治上的增效作用及相关机制 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读博士学位期间发表的学术论文及专利 |
| 致谢 |
（8）阜阳市人民政府办公室关于印发《阜阳市养殖水域滩涂规划（2019-2030年）》《淮河阜阳段橄榄蛏蚌国家级水产种质资源保护区保护工作实施方案》的通知（论文提纲范文）
| 第一章总则 |
| 第一节前言 |
| 第二节编制依据 |
| 第三节目标任务 |
| 第四节基本原则 |
| 第五节规划范围 |
| 第二章养殖水域滩涂利用评价 |
| 第六节水域滩涂承载力分析 |
| 第七节水产养殖产业发展分析 |
| 第八节养殖水域滩涂开发总体思路 |
| 第三章养殖水域滩涂功能区划 |
| 第九节功能区划概述 |
| 第十节禁止养殖区 |
| 一、类型 |
| 二、范围 |
| 三、管理措施 |
| 第十一节限制养殖区 |
| 一、类型 |
| 二、范围 |
| 三、管理措施 |
| 第十二节养殖区 |
| 一、类型 |
| 二、范围 |
| 三、管理措施 |
| 第四章保障措施 |
| 第十三节加强组织领导 |
| 第十四节强化监督检查 |
| 第十五节完善生态保护 |
| 第十六节其他保障措施 |
| 第五章规划实施环境影响分析 |
| 第十七节环境影响分析评估 |
| 第十八节环境保护措施 |
| 第六章附则 |
| 第十九节关于规划效力 |
| 第二十节关于规划图件 |
| 第二十一节关于规划实施的补充说明 |
| 第二十二节关于规划修订 |
| 第二十三节有关术语 |
| 一、禁止养殖区 |
| 二、限制养殖区 |
| 三、养殖区 |
| 四、滩涂 |
| 淮河阜阳段橄榄蛏蚌国家级水产种质资源保护区保护工作实施方案 |
| 一、指导思想 |
| 二、主要目标 |
| 三、工作措施 |
| 四、保障措施 |
（9）典型新兴溴系阻燃剂在水环境中富集和代谢转化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 溴系阻燃剂简介 |
| 1.1.1 阻燃剂的生产和使用现状 |
| 1.1.2 溴系阻燃剂在国内外的污染状况 |
| 1.1.3 溴系阻燃剂的环境危害及人体暴露途径 |
| 1.2 典型溴系阻燃剂的研究现状 |
| 1.2.1 PBT、HBB和BTBPE |
| 1.2.2 DBDPE |
| 1.2.3 BDE209 |
| 1.3 溴系阻燃剂的分析技术 |
| 1.3.1 提取技术 |
| 1.3.2 净化技术 |
| 1.3.3 检测技术 |
| 1.4 微宇宙简介 |
| 1.4.1 微宇宙定义和分类 |
| 1.4.2 微宇宙在科学研究中的应用 |
| 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 水生微宇宙的构建 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.1.1 供试沉积物 |
| 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 沉积物中BFRs背景值测定 |
| 2.3.2 微宇宙组分筛选 |
| 2.3.3 单物种暴露预实验 |
| 2.4 数据分析 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 微宇宙中目标污染物的选择 |
| 2.5.2 微宇宙中沉积物和受试生物的筛选 |
| 2.5.3 单物种暴露实验结果 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 溴系阻燃剂在水生微宇宙中的富集水平 |
| 3.1 供试材料 |
| 3.1.1 供试沉积物 |
| 3.1.2 供试生物 |
| 3.1.3 供试污染物 |
| 3.2 实验所需试剂和仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 富集实验设计 |
| 3.3.2 水样前处理方法 |
| 3.3.3 沉积物前处理方法 |
| 3.3.4 生物样品前处理方法 |
| 3.3.5 GC-MS检测条件 |
| 3.4 数据分析 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 微宇宙的稳定性 |
| 3.5.2 田螺对BFRs的富集 |
| 3.5.3 斑马鱼对BFRs的富集 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 溴系阻燃剂在生物体内的清除及代谢机制 |
| 4.1 供试材料 |
| 4.1.1 供试沉积物 |
| 4.1.2 供试生物 |
| 4.1.3 供试污染物 |
| 4.2 实验所需试剂和仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 清除实验设计 |
| 4.3.2 BFRs代谢产物的探究 |
| 4.3.3 田螺表面结构的观察 |
| 4.4 数据分析 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 4.5.1 受试生物对溴系阻燃剂的清除能力 |
| 4.5.2 受试生物体内溴系阻燃剂的代谢转化 |
| 4.5.3 暴露于单物质的田螺表面结构损伤 |
| 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 |
（10）鄱阳湖五氯酚沉积物质量基准研究及风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 国内外基准研究进展 |
| 1.1.1 国外沉积物基准研究现状 |
| 1.1.2 国内基准研究进展 |
| 1.1.3 基准与标准 |
| 1.2 五氯酚 |
| 1.2.1 五氯酚的基本概况 |
| 1.2.2 五氯酚对水生生物的生态毒性 |
| 1.3 研究意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 主要药品和试剂 |
| 2.1.2 主要仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 沉积物理化性质测定 |
| 2.2.3 五氯酚的测定 |
| 2.2.4 生物的选取 |
| 2.2.5 沉积物配制 |
| 2.2.6 实验用水 |
| 2.2.7 生物驯养 |
| 2.2.8 实验设计 |
| 2.2.9 数据处理 |
| 2.3 基准制定及数据处理 |
| 2.3.1 数据获取 |
| 2.3.2 相平衡分配法 |
| 2.3.3 物种敏感性分配法 |
| 2.4 评价方法 |
| 第3章 结果与讨论 |
| 3.1 五氯酚对底栖生物的毒性试验 |
| 3.1.1 泥鳅毒性试验结果 |
| 3.1.2 环棱螺毒性试验结果 |
| 3.1.3 河蚬毒性试验结果 |
| 3.2 五氯酚沉积物基准的探讨 |
| 3.2.1 相平衡分配法计算五氯酚沉积物基准 |
| 3.2.2 SSD法计算五氯酚沉积物基准 |
| 3.3 鄱阳湖沉积物五氯酚生态风险评价 |
| 3.3.1 沉积物的理化性质 |
| 3.3.2 沉积物中五氯酚含量 |
| 3.3.3 风险评价 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
四、一起水生生物污染自来水的调查（论文参考文献）
- [1]PFOS替代品OBS在斑马鱼体内的毒代动力学及毒性作用机制研究[D]. 邹义龙. 南昌大学, 2021(02)
- [2]太湖中甾体激素污染特征及生态风险研究[D]. 罗鑫. 江南大学, 2021(01)
- [3]西安市地表水环境中典型抗生素污染特征及风险评估[D]. 陈莹. 西安科技大学, 2021(02)
- [4]纳米Fe2O3与喹诺酮类抗生素对典型水生生物效应研究[D]. 郑栋赫. 河北科技大学, 2020(06)
- [5]城市内湖景观功效综合评价指标研究[D]. 常妮妮. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [6]四溴双酚A在水中沉积物吸附降解行为及其在斑马鱼中的分布与代谢特征研究[D]. 谭芳. 华中科技大学, 2020(02)
- [7]稻用生物与化学组合增效杀菌剂的研发和相关机制研究[D]. 刘连盟. 华中农业大学, 2020
- [8]阜阳市人民政府办公室关于印发《阜阳市养殖水域滩涂规划（2019-2030年）》《淮河阜阳段橄榄蛏蚌国家级水产种质资源保护区保护工作实施方案》的通知[J]. 阜阳市人民政府办公室. 阜阳市人民政府公报, 2020(03)
- [9]典型新兴溴系阻燃剂在水环境中富集和代谢转化机制研究[D]. 汪雅雯. 华东理工大学, 2020(01)
- [10]鄱阳湖五氯酚沉积物质量基准研究及风险评价[D]. 袁少芬. 南昌大学, 2020