一、消除饮用水中有机磷农药的初步研究（论文文献综述）
毛雪金[1]（2020）在《果蔬及食用油中有机磷和拟除虫菊酯类农药高效分析新方法研究》文中进行了进一步梳理食品是人们日常生活的必需品。随着生活水平的提高,居民食品消耗量逐年递增,为保障食品高产量,人们在食品种植过程中常施用农药来防治病虫害,因此食品品质及安全性受到一定程度的影响。“十三五”时期,食品安全已上升到国家重大战略高度,“确保人民群众舌尖上的安全”是中央农村工作会议提出的一项民生课题。加强对食品中有毒有害物的有效监测和监管,对保障食品安全和消费者的身体健康意义重大。由于食品中含有大量的有机酸、色素、糖类、油脂等复杂的基质干扰物,如何高效排除基质干扰且灵敏准确测定食品中农药残留仍然是一个挑战。本论文选用人们日常生活常食用的具有代表性食品如蔬菜、现榨果汁、食用油为研究对象,采用分散液液微萃取,分散固相萃取、功能材料萃取等各种现代前处理技术,结合气相色谱-质谱联用技术,研究构建了上述食品中有机磷及拟除虫菊酯类农药高效灵敏的分析新方法,并用于实际食品样品的检测,取得了较好的效果。主要研究成果如下:1.应用气相色谱-质谱分析技术,研究建立了蔬菜中马拉硫磷、毒死蜱、对硫磷、联苯菊酯、高效氯氟氰菊酯、氯菊酯、氰戊菊酯和溴氰菊酯残留检测的高效、灵敏、环境友好分析新方法。采用QuEChERS（快速、简便、价廉、高效、稳定、安全的前处理技术）结合DLLME-SFO（悬浮固化分散液液微萃取）技术,对蔬菜中的有机磷及拟除虫菊酯类农药进行提取、纯化和浓缩。通过正交试验设计和统计分析,对关键实验参数进行了优化。在最优的实验条件下,目标农药的加标回收率为61.6-119.4%,相对标准偏差小于16.1%。基质标准工作曲线线性良好,线性相关系数R2≥0.99,检测限和定量限分别为0.3-1.5 ng/g和0.9-4.7 ng/g。此方法成功应用于15组有机蔬菜和普通蔬菜中农药残留分析,结果证明了该方法的有效性、可靠性和稳定性。2.研究建立了一种以微孔UiO-66为吸附剂的新型分散固相萃取（d-SPE）方法,并应用于固态基质食品蔬菜中对硫磷、水胺硫磷、三唑磷、联苯菊酯、氯菊酯和氰戊菊酯残留分析。采用溶剂热合成方法制备UiO-66,并应用X-射线衍射、傅里叶变换红外光谱、扫描电子显微镜和N2吸附脱附等温线等分析技术对其进行表征。在气相色谱-质谱联用分析之前,UiO-66被直接用于从蔬菜粗提取物中分离富集目标农药,不需要进一步的净化步骤。UiO-66微孔结构可以通过尺寸筛分作用有效排阻蔬菜基质中的大部分干扰物。重要的实验参数通过正交试验设计优化,在优化条件下,目标农药的工作曲线线性良好,线性相关系数R2≥0.99。检测限和定量限分别为0.4-2.0ng/g和1.4-6.5ng/g,回收率在60.9-117.5%之间,日内重复性实验和日间重复性实验的相对标准偏差分别小于14.2%和14.6%。该方法成功用于10组有机蔬菜和普通蔬菜中有机磷和拟除虫菊酯类农药的检测。此外,吸附剂UiO-66可以重复使用至少25次,是分离蔬菜中农药残留的一种高效经济的方法。3.选用金属有机框架材料UiO-66为分散固相萃取的新型吸附剂,考察其在液态基质食品现榨果汁中直接萃取农药的效果,萃取液直接经气相色谱质谱仪测定。建立起现榨果汁中联苯菊酯、高效氯氟氰菊酯、氯菊酯和氰戊菊酯残留分析新方法。结果表明,UiO-66在直接吸附目标农药的同时,能有效地排阻果汁中的基质干扰物,基质效应可以忽略。目标分析物的检测限和定量限分别为0.8-1.5 ng/g和2.9-4.6ng/g,回收率在68.1-119.7%范围内,日内重复性实验和日间重复性实验相对标准偏差值均低于14.8%。应用所建立的方法对6种常饮用现榨果汁中拟除虫菊酯类农药的检测,效果良好。4.采用金属-有机框架材料UiO-66作为分散固相萃取的吸附剂,考察其在高油脂基质食品食用油中萃取农药和排阻杂质的效果,实验发现UiO-66直接吸附有机磷农药并同时通过尺寸筛分作用排阻油样基质中的大分子干扰物质。通过简单的超声洗脱便可得到较纯净的目标分析物,最后通过气相色谱-三重串联四级杆质谱仪进行检测。建立起食用油中敌敌畏、乐果、马拉硫磷和杀扑磷残留检测的新型、简单、高效分析新方法。应用正交试验设计优化分散固相萃取的各种参数条件（如吸附剂用量、提取时间、脱附溶剂体积、脱附时间等）。在优化条件下,有机磷农药线性良好,检测限为0.16-1.56 ng/g,定量限为0.61-5.00ng/g。在三个添加水平的回收中,大部分农药的回收率在81.1-113.5%之间,日内重复性实验和日间重复性实验相对标准偏差小于8.2%和13.9%。该方法成功应用于食用油样品中有机磷农药的检测,极大地简化了分析程序并消除了基质效应。此外,吸附剂UiO-66可以重复使用至少10次,是一种高效经济的方法。5.在上述研究基础上,以金属有机框架材料UiO-66能吸附脱附目标农药且排阻食品中基质干扰物为代表性研究对象,首先,通过采用量子化学计算方法,获得UiO-66孔道筛分作用的理论依据,证实了UiO-66有序微孔通过尺寸筛分的作用,有效地排阻食品基质中的大分子化合物,且允许分子尺寸相对较小的有机农药进入UiO-66材料孔道中。其次,进一步应用傅立叶红外光谱、紫外-可见光谱、热重以及X-射线光电子能谱等分析表征技术,对UiO-66材料吸附农药且排阻杂质的作用机制进行了初探。分析了该前处理技术可从源头上直接排除基质效应的原因。
李常坤[2]（2019）在《对三种有机磷农药具有降解活性Lactobacillus plantarum的筛选及其缓解大鼠甲拌磷中毒研究》文中研究指明有机磷农药在农业、工业和公共卫生等领域应用广泛,其长期超量使用己经成为食品安全领域的严重隐患。常规的化学和物理消除农药技术并不能完全消除农药污染,而且容易造成二次污染。乳酸菌作为公认安全的微生物,已被证实可以通过自身代谢作用降解环境、食品和体内的农药残留,在消除农药污染领域展现出广阔的应用前景。本研究以121株Lactobacillus（L.）plantarum为研究对象,评价L.plantarum在体外对甲拌磷、氧化乐果和乐果的降解率,筛选得到L.plantarum P9对三种有机磷农药均具有优良的降解活性,L.plantarum P9对甲拌磷、氧化乐果和乐果的降解率分别为35.52±0.50%、14.00±2.97%和11.37±1.42%。经过人工模拟胃液、肠液和胆盐耐受性的测定,发现L.plantarum P9表现出最优的模拟胃肠液和胆盐耐受性,具有在体内应用的潜力。采用大鼠模型验证L.plantarum P9（5×109 cfu/d·只）缓解体内甲拌磷中毒的效果,将48只大鼠均分为对照组、甲拌磷组、甲拌磷+P9组（同时饲喂甲拌磷和L.plantarum P9）和P9预防组（染毒前连续4周饲喂L.plantarum P9）。通过测定大鼠血液、尿液和粪便中甲拌磷及其代谢产物的含量,以及生理生化、抗氧化和免疫性能等指标评价P9缓解甲拌磷中毒的效果,最后结合肠道菌群和血液非靶向代谢组的研究解析L.plantarum P9缓解甲拌磷中毒的机制,实验结果如下:（1）分析血液、粪便和尿液中甲拌磷及其5种代谢物的含量可知,L.plantarum P9在肠道中显着提高了甲拌磷的降解率,并促进机体对甲拌磷及其代谢物的排泄。同时,血液、尿液和组织的生理生化测定结果表明L.plantarum P9能有效改善由甲拌磷引起的大鼠肝脏、肾脏和脑组织的功能紊乱和氧化损伤,L.plantarum P9还能降低甲拌磷中毒大鼠体内的炎症,且P9预防组效果更佳。（2）大鼠肠道菌群的结果显示,L.plantarum P9甲拌磷导致肠道中马赛拟杆菌（Bacteroides massiliensis）和活泼瘤胃球菌（Ruminococcus gnavus）等有害菌含量显着（P<0.05）增多,并导致动物乳杆菌（Lactobacillus animalis）等有益菌含量显着（P<0.05）降低。L.plantarum P9干预下能够显着（P<0.05）降低活泼瘤胃球菌和恶臭丁酸单胞菌（Butyricimonas virosa）等有害菌含量,并显着（P<0.05）提升类球布劳特氏菌（Blautia coccoides）、古氏副拟杆菌（Parabacteroides goldsteinii）、灰色拟普雷沃菌（Alloprevotella rava）和罗伊氏乳杆菌（Lactobacillus reuteri）等多株短链脂肪酸产生菌的含量,上述在P9干预下上调的菌株可能有助于降低体内炎症。P9同时促进了有益菌的网络相关性,提升了肠道菌群稳定性。（3）血液非靶向代谢组结果显示,甲拌磷能够干扰大鼠的不饱和脂肪酸合成、饱和脂肪酸、亚麻酸和α-亚油酸等代谢通路;L.plantarum P9通过调节不饱和脂肪酸合成、甘油磷脂、色氨酸、氨酰基-tRNA的生物合成和饱和脂肪酸等代谢通路而改善甲拌磷对机体代谢的扰乱,且多种血液代谢物的产生与肠道微生物密切相关。本研究筛选出一株具有优良降解有机磷农药活性和益生特性的L.plantarum P9,L.plantarum P9在大鼠体内能有效减少甲拌磷及其代谢物残留,减轻甲拌磷对组织脏器的损伤和血液代谢的扰乱,L.plantarum P9对肠道菌群的调节是其发挥调节代谢和免疫的主要原因。综上,本论文为益生菌缓解机体农药中毒的研究奠定了基础并提供理论支撑。
王斌[3]（2019）在《杭州市内河中典型有机磷农药的残留检测研究》文中研究说明有机磷农药（OPPs）具有高效、易降解、低成本等特点,是目前全球使用最广泛的农药种类之一。在生产和使用过程中,OPPs可通过地表径流等途径迁移到环境水体中,对人类和生态系统造成威胁,因此亟需我们跟踪监测其残留浓度。目前OPPs样品的预处理方法存在操作复杂,有机溶剂使用量大和耗时长等不足,且对内河中OPPs残留特征和健康风险评价方面研究较少。鉴于此,本研究建立了一种快速液液微萃取方法（LLME）,结合超高效液相色谱法（UPLC）,对杭州市内河中典型OPPs的残留进行了检测,并对OPPs造成的健康风险进行评价。最后,基于单机的光电离离子迁移谱,建立了OPPs的快速检测方法。具体研究内容如下:（1）建立了快速液液微萃取-超高效液相色谱法（LLME-UPLC）同时检测水体中7种OPPs的分析方法。系统地优化了UPLC的色谱条件,萃取剂类型和体积、pH、萃取次数、盐的添加量和分散方式等条件。进行了7种OPPs分析方法的可行性论证,其中标准曲线R2为0.99270.9984,方法检测限（LOD）为0.040.15μg/L,回收率在75.3112.6%之间,相对标准偏差（RSD）≤14.9%,表明该方法能够满足环境水样中痕量OPPs的检测要求。（2）基于建立的LLME-UPLC方法,对上塘河、大运河以及3个水源地水体的OPPs残留进行了分析检测。结果表明,7种OPPs都有不同程度的检出,最高检出浓度在0.060.54μg/L之间,低于我国地表水环境质量标准（GB3838-2002）中的的标准限值。9月份上塘河采样段7种OPPs的最高检出浓度、总浓度和检出率均高于同时期其他流域;1月份上塘河水样中7种OPPs的总浓度在0.040.54μg/L,小于9月份上塘河水样的总浓度0.171.71μg/L,可能由于1月份农药使用量减少和持续降水导致。基于测得的OPPs最高检出浓度,开展上塘河水样和大运河水样中OPPs的人体健康风险评价。结果表明,上塘河和大运河水样致癌总健康风险分别为1.0×10-7和9.4×10-8,均≤10-7,无致癌健康风险;上塘河和大运河水样非致癌总健康风险分别为2.1×10-3和9.4×10-4,均远小于1,无非致癌健康风险。（3）基于光电离离子迁移谱,以丙酮为试剂分子,建立了OPPs的快速检测方法。针对不同的OPPs,优化了试剂分子的浓度,其中检测倍硫磷和毒死蜱的最优丙酮浓度为0.07 mg/L,检测亚胺硫磷的最优丙酮浓度为0.26 mg/L,检测磷胺、乐果和水胺硫磷的最优丙酮浓度为2.33 mg/L。当丙酮浓度从0.07 mg/L提高到2.33 mg/L和19.94 mg/L时,倍硫磷和毒死蜱的离子峰依次被抑制,但是乐果的离子峰保持不变,表明切换试剂分子浓度能实现OPPs的选择性检测。在最优试剂分子浓度下,倍硫磷、毒死蜱、亚胺硫磷、磷胺、乐果和水胺硫磷的LOD分别是0.2、0.3、0.6、0.5、0.3和0.2 mg/L。
杨凯[4]（2019）在《基于聚磷菌生理特性的有机磷农药残留传感器研究》文中研究表明有机磷农药的使用给环境和人类健康带来了非常大的变化,在杀虫方面,有机磷农药有着独到的优势,反过来,出现的安全问题也越来越多,因此对有机磷农药残留的检测是非常重要的。本研究基于聚磷菌微生物生理特征,设计制备了以甲胺磷为特征的有机磷农药残留测定用微生物传感器。本研究微生物传感器比其他有机磷农药残留检测方法,简单、经济、准确、实时、适用于现场检测。研究内容分为以下三个方面:一、早期研究已知聚磷菌通过好氧吸磷厌氧释磷的过程来去除环境中的无机磷,本研究还发现聚磷菌向周围环境释放有机磷降解包外酶。依此两种聚磷菌的特性,本论文开发了基于聚磷菌生理特性的有机磷农药残留传感器。聚磷菌生长曲线说明,该聚磷菌在22℃,转速为160 r/min的摇床中培养28 h时既能处于稳定期。本研究利用该期聚磷菌进行一系列实验,测得的有关传感器最佳条件如下:在18℃下媒介为pH 7.2、含0.2%乙酸溶液中好氧吸磷60 min;常温下溶解氧3.0 mg/L,厌氧释磷30 min。以上条件下,聚磷菌包外酶可将99.4%的甲胺磷（0.20mg/L）降解（1.6×10-9mg/单个菌）为正磷酸根。传感器的线性检测范围为0.001～0.2mg/L（1×105个聚磷菌/mL,R2=0.990）,最低检测限是0.4μg/L,相对标准偏差为0.74%（n=3）。检测池体积缩小到300 μL时,可带来约100多倍灵敏度增强。二、本研究对聚磷菌的胞外酶进行了初步研究。通过凝胶电泳分离得到两种包外酶,其大小分别为15 K（酶Ⅰ）和10 K（酶ⅡI）,其中酶Ⅰ的含量较多。定量研究结果表明,当甲胺磷（0.20 mg/L）为诱导物和不含有诱导物时,通过紫外可见分光光度法测得酶的浓度分别为90μg/mL和73μg/mL（1×105个聚磷菌/mL）。将分离出的两种酶分别对甲胺磷进行降解,酶Ⅰ的降解效率略高于酶Ⅱ,其Michaelis-Menten方程为V=6.754 × 10-5（S）/（0.035+（S））,最大反应速率为 Vmax=6.754× 10-5μmol/mL/min。三、本研究为传感器的最终正磷酸根电位输出信号,研究了以1-丁基-3-甲基咪唑六氟磷酸盐（[Bmim]PF6）离子液体液膜磷酸根离子选择性电极。该[Bmim]PF6敏感膜电极与Ag |AgC1|[Bmim]Cl参比电极构成的的磷酸根离子选择性电极,线性响应范围为10-5～10-1 mol/L,斜率为-47.3 mV/decade,检测下限为1.0× 10+mol/L,在43℃下,在响应时间为2 min。以[Bmim]PF6离子液体作为指示电极的磷酸根离子选择性电极成功测定环境水及土壤样品中的磷酸根的含量。该磷酸根离子选择性电极具有较强的重现性和稳定性,抗干扰性较强,对水,土壤,大气及生物中磷酸根的测定具有积极意义。
陈奕涵[5]（2018）在《“河流-水库”系统水环境典型污染物赋存特征的研究 ——以东江源区为例》文中认为河流系统作为地表水环境中主要的自然集水和排水系统,在社会发展和生态环境维系方面发挥着重要的作用,而水库系统作为人类改造河流而应运产生的现代水环境系统,在流域水环境中往往扮演着接收河流系统排水的角色,同时也会促进颗粒物的沉积和消落区的形成,但目前关于河流系统和水库系统水环境中污染物的赋存规律及环境行为的研究依然较为匮乏。因此,系统性地开展“河流–水库”梯度下污染物的赋存特征将有助于更加深入地理解其在水环境中环境行为,对于流域水污染控制和风险评估具有重要的意义。本研究以我国典型的饮用水源集水区─东江源区作为“河流–水库”系统的研究对象,分别选择源区水环境（水体、沉积物和消落区土壤）中常规污染物（氮、磷、有机污染物）、典型痕量有机污染物（农药、抗生素）以及抗生素抗性基因作为目标污染物,分别借助于三维荧光光谱仪、气相色谱质谱联用仪、液相色谱仪串联三重四级杆TSQ Quantum型质谱仪和高通量荧光定量PCR仪等手段分别对其赋存水平进行检测,并在河流系统和水库系统（“河流–水库”系统）水环境中完成其赋存规律及其风险水平的探究,同时基于结构方程模型的建立,揭示了水环境中抗生素抗性基因传播的主要影响因素。具体研究结论如下:（1）东江源区水体中,夏季平水期和春季丰水期时氮素主要形态是无机氮,此时氮素自净行为相对较高;而在秋季枯水期时,氮素的主要形态是有机氮,此时氮素自净行为相对较低。化学计量学研究表明源区水体中藻类生长的限制因素多为P限制;在N循环过程,夏季平水期和春季丰水期时主要限制因子是有机碳,而在秋季枯水期时主要限制因子是氮。整体而言,东江源区水体发生富营养化的风险并不高,处于中度营养化水平。沉积物孔隙水中氮、磷的赋存水平以及氮素结构组成相对较为稳定,但孔隙水仍有可能是底层水体中NH4+-N的重要来源。水库沉积物中总氮污染水平为重污染,并与沉积物中砂粒粒径比例显着正相关,但总磷污染水平为轻度污染,且库区沉积物中氮、磷赋存水平明显高于其在消落区土壤中。（2）东江源区河流水体中溶解性有机质（DOM）在夏季平水期时主要受到农业活动的影响较大,在秋季枯水期和春季丰水期时主要会受到城市活动的影响较大;而有色溶解性有机质（CDOM）常年受到人类活动的影响较大。夏季平水期时,水库系统具有降低河流系统中DOM赋存水平的潜能;秋季枯水期时,水库系统具有降低河流系统水体中CDOM赋存水平及DOM分子量的潜能。沉积物孔隙水与水库底层水体之间可能存在着CDOM的交换行为,但沉积物孔隙水对上覆水体中DOM分子量及芳香化程度影响均较小。水库沉积物和消落区土壤中DOM含量水平并无明显差异,但沉积物中CDOM含量水平却高于消落区土壤。平行因子分析法（PARAFAC模型）解析出微生物源腐殖质、陆源腐殖质和类色氨酸等三类主要荧光组分,同时水库系统具有降低河流系统水体中微生物源腐殖质和陆源腐殖质赋存水平的潜能,但不会影响河流系统水体中类色氨酸组分的赋存水平。季节性水库水文过程会影响孔隙水中微生物源腐殖质和类色氨酸组分赋存水平,但其对沉积物中荧光组分的结构组成影响甚微。三类荧光组分强度均可以用于快速评估河流水体中DOC的赋存水平以及水库水体中DON和DTP的赋存水平,但水库水体中CDOM赋存水平的快速评价需使用微生物腐殖质或陆源腐殖质进行。（3）东江源区水体中8种有机氯农药（OCPs）、16种有机磷农药（OPPs）和7种拟除虫菊酯类农药（SPs）总含量分别为107.57340.35 ng/L、222.251197.95 ng/L和86.27245.09 ng/L。河流系统水体中影响总OCPs、OPPs和SPs赋存水平主要与季节性农业管理活动中农药的使用密切相关,水库系统水体中季节性水文过程会影响三类农药的环境行为,同时在夏季平水期时水库系统具有降低河流系统水体中总OCPs、OPPs和SPs赋存水平的潜能。水库沉积物-孔隙水体界面农药交换通量的衡算表明沉积物具有向上覆水体释放OCPs（1.743.81 kg）和SPs（8.9912.19 kg）的潜能,但仍具有继续接受OPPs向沉积物扩散的潜能（可容纳267.35347.27 kg）。生态风险评估表明水体和沉积物中三类农药风险水平均是高风险,尤其是SPs,建议给与优先管控。（4）东江源区水体中总抗生素含量为193.59863.27 ng/L,水库系统具有降低河流系统水体中抗生素污染水平的潜能,但抗生素从河流至水库系统中所发生的环境行为具有季节性差异,其中在夏季平水期时,从河流至水库系统的过程主要发生物理稀释行为,而在秋季枯水期和春季丰水期时主要发生地球化学行为,且水库水力停留时间的延长会使得其具有较为充足的机会去影响抗生素在库区的环境行为。水库沉积物-孔隙水体界面抗生素交换通量的衡算表明沉积物具有继续富集水体中抗生素的潜能（可容纳217.90313.24 kg）。风险评估表明水体中四环素风险处于高风险,环丙沙星对于诱导微生物抗性的产生方面具有高风险,建议对源区水体中四环素和环丙沙星污染给与优先控制;而沉积物中抗生素对于水体风险均较小。（5）东江源区水体、水库沉积物和消落区土壤检测到抗生素抗性基因（ARGs）种类分别为242种、184种和137种;相应的ARGs绝对分度水平分别为6.57×1072.06×1011 copies/L、5.33×1074.34×108 copies/g和1.45×1092.64×109copies/g。在秋季枯水期时,水库系统具有降低河流系统水体中ARGs绝对含量水平的潜能。相关性分析表明河流系统和水库系统水体中促进ARGs增殖的途径为垂向基因迁移和横向基因迁移,但在沉积物中促进其增殖的途径只有横向基因迁移,同时医学整合子cintI-1可以用于快速评估东江源区水环境中ARGs绝对丰度水平。水体中病原菌可能会通过颗粒态沉降从而更倾向于向沉积物中富集,在一定程度上影响了ARGs在水库系统水体和沉积物之间的迁移过程。结构方程模型表明对河流水体、水库水体和沉积物中ARGs动态传播影响最大的因素均为可移动原件基因（MGEs）;此外,河流系统水体中病原菌和抗生素残留也会明显促进ARGs的传播,但水库系统具有削弱河流系统水体中抗生素和病原菌传播ARGs的潜能。综合来说,水库系统的存在除了可以改变河流系统原有的水文特征,还可以通过水库水体、沉积物和消落区土壤等主要环境组分,在一定程度上会影响河流系统中氮磷营养物质、有色溶解性有机质、农药、抗生素以及ARGs在水环境中的赋存状况及其环境行为。
徐聪[6]（2018）在《典型河口水库痕量有机污染物赋存特征及其迁移转化模拟研究》文中研究指明随着水质型缺水问题日益严重,河口型水库成为附近港口城市的重要水源。然而近年来,人们在河口区域频繁检测出有机污染物。这些污染物由日常生活或农业耕作等人类活动产生,通常检出浓度较低且难以去除,对水生生物可能具有毒性效应。河口型水库中痕量有机污染物,还可随饮用水进入人体内产生内分泌失调和致癌等风险,需要引起人们重视。河口型水库不同于一般内源地水库,首先,河口环境受上游面源污染和污水排放的影响;其次,当河口流量降低时会发生海水倒灌等特殊现象。同时,不同类型的河口环境中,痕量污染物赋存特征也各不相同。因此,深入研究河口型水库中痕量污染物的浓度变化和迁移转化规律十分重要,其结论有助于人们针对性地进行污染物监测和管理,避免污染物对河口生态和人体健康造成危害。本研究在中国-新加坡E2S2合作项目支持下,选取尺度和复杂性呈明显差异的长江河口青草沙水库和新加坡入海口Marina水库,对比研究其痕量有机污染物的检出结果,分析污染物的浓度水平及变化规律。并使用Delft3D系列软件,重点针对青草沙水库,构建耦合水动力和水质过程的污染物模型,研究大尺度流域下痕量有机物的迁移转化规律。论文主要研究工作及成果如下:（1）在青草沙水库表层水体和沉积物中,选取14种代表性PPCPs或农药进行长达一年的检测,结果表明PPCPs和农药检出浓度水平低,在水相和沉积相中分别低于100 ng L-1和10 ng dryg-1。将长江河口和Marina海湾两个水库中PPCPs进行异同分析,结果表明常用的PPCPs如咖啡因、避蚊胺、双酚A在两个水库水相中均被频繁检出,浓度相对较高。同时,两个水库内双酚A的模拟结果也表明相同的污染物在不同环境下迁移转化过程相似。但是,由于两个水域尺度（流域及水库有效面积等）的显着差异,导致污染物整体检出浓度水平有明显差异,常用的PPCPs在Marina水库中的检出浓度高于青草沙水库约一个数量级。在两个水库沉积物中,检出浓度较高的污染物不仅使用量大,而且自身正辛醇水分配系数高,如戊唑醇和双酚A。（2）在青草沙水库水相中,PPCPs夏季检出浓度高而秋季检出浓度低,农药在春、冬两季检出浓度高;尽管水环境变量可影响PPCPs生物降解过程,但污染负荷水质指标与污染物的相关性分析表明,PPCPs的浓度主要受使用量和污水治理效率的影响。因此,在夏季由于降雨导致污水处理效率降低和PPCPs使用量增高,水中PPCPs检出浓度高。PPCPs和农药因为主要来源不同与污染负荷水质指标呈现不同相关性,经济活动指标则通常与污染物的使用量有关。在青草沙水库沉积物中,PPCPs的浓度变化主要受水库外源量的影响,而农药受沉积物中总有机碳含量的影响。（3）分别通过生态和人体健康风险系数的计算,评价污染物在青草沙水库中的生态风险和饮用水中的人体健康风险程度。研究结果表明,在青草沙水库中,对鱼类有显着毒性效应的咖啡因、双酚A、雌酮和西玛津对水生生态具有较高风险,多数除草剂和杀虫剂则具有中等风险,其他除真菌剂和PPCPs风险更低。饮用水中污染物的风险系数显示其对人体健康风险均较低。其中,促长啉对水库生态的风险很低,但在饮用水中对人体健康的风险反而高于其他污染物,需要进行长期监测研究。（4）使用Delft3D-FLOW模块建立长达一年的三维（3D）非稳定流青草沙水动力模型,并根据课题组2011年和2014年实际观测数据进行校准和验证。根据模型评价指数可知,已建立的模型可以较为准确地描述出青草沙水库的水动力、温度和盐度的变化过程,为后期污染物的水动力输运、污染物的吸附、降解等迁移转化过程提供基础水环境数据。（5）使用Delft3D-WAQ模块建立污染物的3D水动力和水质耦合模型,并根据2014年实际观测数据进行校准。校准后的青草沙中污染物3D水动力和水质耦合模型能够较为准确地模拟污染物在水库内的动态变化。其模拟结果显示,水动力输运和降解过程分别是污染物在水库中主要的迁移和转化途径,以降雨为主的大气沉降是半挥发性污染物如阿特拉津的另一重要迁移途径。校准后的模型能够进行阿特拉津不同污染程度的情境模拟分析,从而了解进入水库时,水中阿特拉津的限制浓度（63 ng L-1）,为水库实际运行管理提供重要数据支持。
朱娟[7]（2017）在《传统自来水处理工艺对农药兽药的去除效率及机理研究》文中研究指明农药和兽药在种植业和养殖业的发展中起着至关重要的作用。当前我国农药、兽药种类多、生产量大、使用范围广,使用后会通过多种途径进入水环境,威胁到饮用水安全和人类的健康。农药兽药在水源水中的复合污染状况、传统自来水处理工艺各环节中的去除规律和作用机理值得关注。本研究选择常用的40类280种农药和17类100种兽药作为目标物,应用液液萃取/固相萃取前处理方法结合色谱-串联质谱分析技术,对福建省厦门市的2座代表性工艺的自来水厂各环节出水（原水、沉淀后出水、过滤后出水和消毒后出厂水）中的农药兽药进行了两年的连续监测,系统地分析了水原水中农药兽药复合污染特征、水处理工艺各环节对检出农药兽药去除情况;对可能影响农药兽药去除效果的关键工艺环节进行了去除机理研究,并对出厂水中检出频率较高的目标物进行了饮用水健康风险评价。主要研究结果如下:1.农药兽药的复合污染及其在水处理工艺中的去除状况原水中主要检出了磺胺类、氯霉素类、大环内酯类等11种抗生素（检出浓度为0.15～83.12 ng/L）和有机磷类、氨基甲酸酯类、唑类、烟碱类等13种农药（检出浓度为0.11～33.10 ng/L）,复合污染呈现出丰水期>枯水期>平水期的季节性特征。经水处理工艺处理后,出厂水中主要检出8种抗生素（检出浓度为ND～40.41 ng/L）和13种农药（检出浓度为ND～21.01 ng/L）;现有水处理工艺去除了47.44%～100%的检出目标物,对抗生素的去除效果优于农药;去除效率方面呈现出磺胺类>氯霉素类>大环内酯类、氨基甲酸酯类>唑类>有机磷类>烟碱类;不同环节对农药、抗生素的去除贡献率也存在差异,整体表现为混凝沉淀环节>消毒环节>过滤环节;部分目标物在个别处理环节甚至出现了浓度不降反升的现象。2.传统水处理工艺对农药兽药复合污染的去除机理研究混凝沉淀环节,除氟甲砜霉素外,混凝剂投加量对提高目标物的去除效率有一定的促进作用,去除兽药的混凝剂最佳投加量为16.0 mg,去除农药的混凝剂最佳投加量为12.0 mg。喹诺酮类抗生素、林可霉素去除效果最明显,农药的混凝去除效应差异性较大。过滤环节,石英砂滤料对目标物的吸附去除效应主要存在以下3种趋势:（1）石英砂对目标物未达到饱和,一直处于吸附状态,目标物浓度持续降低;（2）石英砂对目标物的吸附达到饱和后,目标物浓度基本不变,吸附去除效率降低;（3）石英砂对目标物的吸附达到饱和后,出现再释放导致浓度不降反升的现象;消毒环节,随着目标物同余氯作用时间的延长,余氯对目标物的去除效率增加,但不同目标物与消毒剂的反应活性和反应速率存在差异,去除效果不尽相同。3.出厂水中农药兽药残留的初步健康风险评价对出厂水中农药兽药的健康风险进行了初步评价,结果表明:出厂水中农药和兽药的健康风险指数数量级在10-2～10-9之间,均远远小于1,表明目前出厂水中的农药兽药残留水平不会对人体健康产生影响。农药的健康风险指数呈现出枯水期>丰水期>平水期的季节性特征。各检出目标物中,丁草胺对儿童的健康风险指数相对较高,可达10-2数量级,值得关注。
赵凤春[8]（2017）在《基于噬菌体展示技术的有机磷农药多残留免疫分析研究》文中认为有机磷农药（organophosphorus pesticides,OPs）是一类能够抑制胆碱酯酶活性,具有广谱杀虫性和较低稳定性的农药,在我国农业生产中使用很广泛。但是,大量使用有机磷农药造成的食品和环境中有机磷农药的残留,对人们的身体健康构成了严重的威胁。免疫分析法是一种快速、灵敏、简便并且成本较低的检测方法,适用于农药残留样品的日常高通量检测的需要。由于有机磷农药种类较多,且多采用混配的方式使用,因此,制备有机磷农药的宽谱特异性抗体并建立有机磷农药多残留免疫分析方法是十分必要的。在本研究中,我们首先设计并合成了一系列有机磷农药的通用结构半抗原,然后将半抗原偶联载体蛋白合成了人工免疫原和包被原。一方面,利用合成的免疫原免疫BALB/C小鼠,并制备了两种有机磷农药宽谱特异性单克隆抗体,然后利用单克隆抗体和相应的最佳包被原建立了有机磷农药多残留免疫分析方法。另一方面,通过构建噬菌体单链抗体文库,利用噬菌体展示技术筛选获得了一种有机磷农药宽谱特异性单链抗体,并建立了一种基于单链抗体有机磷农药多残留的免疫分析方法。此外,本研究还以制备的单克隆抗体为靶标,利用噬菌体展示技术筛选获得了其抗原模拟表位,并通过原核表达制备了模拟表位融合蛋白,最后利用制备的模拟表位融合蛋白建立有机磷农药多残留的免疫分析方法。主要结果如下:（1）根据有机磷农药的通用结构,共设计合成22种有机磷农药通用结构半抗原（Hapten 1Hapten 22）,并利用核磁共振氢谱分析对半抗原进行结构鉴定。利用活化酯法,将半抗原Hapten 1（O,O-二乙氧基O-（3-羧苯基）硫代磷酸酯）和Hapten 2（O,O-二甲氧基O-（3-羧苯基）硫代磷酸酯）分别与BSA偶联制备了两种免疫原（Hapten 1-BSA和Hapten 2-BSA）。另外,将Hapten 1Hapten 22分别与OVA偶联制备了22种候选包被原（Hapten 1-OVAHapten 22-OVA）。（2）使用Hapten 1-BSA免疫BALB/C小鼠,利用杂交瘤及单克隆抗体技术制备了有机磷农药的宽谱特异性单克隆抗体MAb3A7。以MAb3A7为靶标,对22种候选包被原进行筛选,结果表明Hapten 22-OVA为最佳包被原。利用MAb3A7和Hapten 22-OVA建立了有机磷农药多残留的间接竞争ELISA（IC-ELISA）检测法。交叉反应及灵敏度实验结果显示,所建立的IC-ELISA能够识别15种O,O-二乙氧基类有机磷农药和15种O,O-二甲氧基类有机磷农药。在最佳ELISA条件下,30种有机磷农药的IC50值为23.1899.9ng/m L,检测限为5.7319.2ng/m L。对样品进行检测时,利用分散固相萃取法（d-SPE）对样品萃取液进行净化。实验结果表明,d-SPE净化处理能有效消除样品的基质对ELISA的影响。利用所建立IC-ELISA测定样品的单种农药添加回收率为89.4%131.5%,变异系数为3.5%15.7%。（3）使用Hapten 2-BSA免疫BALB/C小鼠,利用杂交瘤及单克隆抗体技术制备了有机磷农药的宽谱特异性单克隆抗体MAb3C9。将MAb3C9与辣根过氧化物酶（HRP）偶联制备了酶标单克隆抗体（MAb3C9-HRP）。以MAb3C9为靶标,对22种候选包被原进行筛选,结果表明Hapten 5-OVA为最佳包被原。使用MAb3C9-HRP和Hapten5-OVA建立了有机磷农药多残留的直接竞争ELISA（DC-ELISA）检测法。交叉反应及灵敏度实验结果显示,该方法具有O,O-二甲氧基类有机磷农药特异性,在最佳ELISA条件下,18种O,O-二甲氧基有机磷农药的IC50值为1.3231.0ng/m L,检测限为0.352.4ng/m L。利用所建立DC-ELISA测定样品的农药添加回收率为90.3%112.8%,变异系数为3.5%14.1%。（4）选取Hapten 1-BSA免疫后血清效价较高的BALB/C小鼠,提取其脾细胞总RNA,并通过反转录制备了cDNA。以cDNA为模板,PCR扩增获得抗体的重链可变区（VH）和轻链可变区（VL）基因,然后通过SOE-PCR将VH、VL组装获得了单链抗体（scFv）全长基因。将scFv基因与噬粒p IT2-BAD连接后转化E.coli TG1制备了单链抗体库（库容为5×107）。对经KM13辅助噬菌体拯救获得的噬菌体展示单链抗体库进行四轮淘选,经过淘选,阳性噬菌体被大量富集。然后利用phage-ELISA筛选第四轮中的单克隆噬菌体,获得了有机磷农药宽谱特异性单链抗体scFv-5。单链抗体以包涵体形式在E.coli BL21（DE3）中大量的表达,经过复性、生物素化及纯化后,获得生物素化的有机磷农药宽谱特异性单链抗体,产量为66.7mg/L。利用生物素化scFv-5-BAD和Hapten 22-OVA建立有了机磷农药多残留的IC-ELISA检测法。交叉反应结果显示该方法能够同时检测多种O,O-二乙氧基类有机磷农药和O,O-二甲氧基类有机磷农药。在最佳ELISA条件下,30种农药的IC50值为19.4515.2ng/m L,检测限为4.190.7ng/mL。利用所建立的IC-ELISA测定样品的农药添加回收率为88.9%117.6%,变异系数为3.8%16.7%。（5）为获得MAb3A7的噬菌体模拟表位,以MAb3A7为靶标,对噬菌体展示随机环七肽库进行了三轮淘选来富集阳性噬菌体。利用竞争性phage-ELISA对第三轮的噬菌体单克隆进行筛选,并获得单克隆抗体MAb3A7的最佳模拟表位ME13（C-M-S-W-L-G-W-A-C）。将ME13与GST及BAD进行融合表达,表达产物经过体外生物素化及纯化后获得了生物素标记的模拟表位融合蛋白ME13-GST-BAD。利用生物素化的ME13-GST-BAD和MAb3A7建立了有机磷农药多残留的DC-ELISA检测法。在最佳ELISA条件下,该方法对30种有机磷农药的IC50值为8.2402.5ng/mL,检测限为2.3127.7ng/m L。利用所建立的DC-ELISA测定样品的农药添加回收率为91.3%120.3%,变异系数为3.2%12.3%。（6）以MAb3C9为靶标,经过对噬菌体展示随机环七肽库的三轮淘选及对噬菌体单克隆的筛选,获得了MAb3C9的最佳模拟表位ME20（C-T-G-T-T-P-F-Y-C）。模拟表位以ME20-GST-BAD融合蛋白形式过表达,再经过体外生物素化及纯化后获得了生物素标记的模拟表位融合蛋白ME20-GST-BAD。利用生物素化ME20-GST-BAD和MAb3C9建立了有机磷农药多残留的DC-ELISA检测法。在最佳ELISA条件下,该方法对18种O,O-二甲氧基有机磷农药的IC50值为1.5294.9ng/m L,检测限为0.363.2ng/m L。利用所建立的DC-ELISA测定样品的农药添加回收率为92.4%121.5%,变异系数为2.9%13.6%。
欧阳燕琴[9]（2017）在《野菊花农药多残留分析方法优化及其应用研究》文中研究指明研究目的:在本课题组前期工作基础上,通过对基质固相萃取法、分散固相萃取法和分析保护剂进行研究,建立一种具有快捷、简便、高效、灵敏度强、适用性好等优点的分析方法。建立了同时测定37种农药的检测方法;对野菊花的前处理方法进行优化;将优化方法进行样品实测,评价不同来源野菊花的农药残留状况,初步了解野菊花的农药残留污染现状,为野菊花的农药残留的限量标准提供参考;考察分析保护剂对野菊花基质增强效应的改善情况,为野菊花基质增强效应的研究提供参考。方法与结果:通过优化气相色谱质谱联用仪参数,包括升温程序、进样口温度、气相质谱接口温度、柱流速,确定气相色谱质谱条件:选用色谱柱Agilent DB-1701石英毛细管柱（30 m×0.25 mm（内径）,0.25μm）,填料为14%氰丙基-苯基-甲基聚硅氧烷;升温程序:50℃,保持1min,以30℃/min升温至160℃,再以4℃/min升温至200℃,再以3℃/min升温至230℃,保持2min,再以2℃/min升温至250℃,再以20℃/min升温至270℃,再以5℃/min升温至300℃,保持5min。载气:高纯氦（纯度:99.999%）;柱流速:1.3mL/min;进洋口温度:230℃,不分流高压进样;进样量1μL;接口温度:250℃;离子源温度:230℃;四极杆温度:150℃;电离模式为电子轰击电击（EI）,电子能量:70eV;数据采集方式为选择离子检测模式（SIM）。通过优化样品前处理,包括基质固相分散萃取法（Matrix Soil-phaseDispersion,MSPD）（填料、填料比例、洗脱溶剂、溶剂体积等）和分散固相萃取法（QuEChERS）（提取溶剂、溶剂酸度等）。MSPD法确定为取粉末0.5g,分别加入各200mg PSA与NH2填料,置玛瑙研钵中,研磨2分钟,填装上柱,加约2cm高无水硫酸钠于萃取柱上,加样前先用4mL正己烷:丙酮（4:6）预淋洗,在液面到达无水硫酸钠顶部前,加15mL正己烷+丙酮（4:6）洗脱农药及相关组分,洗脱液旋转浓缩至近干,加入1mL正己烷溶解,0.22μm滤膜过滤。QuEChERS法确定了以0.1%乙酸乙腈为提取溶剂,1000rpm振荡处理1min。加入商品提取包,振荡处理1min,5000rpm离心5min,取上清液,转移至净化管,同上处理,取上清液。针对野菊花基质增强效应,考察了五种分析保护剂对基质效应的消除情况,山梨醇、乙二醇、D-核糖酸-γ-内酯、甲基-β-D-吡喃木糖苷、2,3-丁二醇对基质增强效应均有一定的改善,但考虑到仪器的维护,成本等问题,最终选用浓度为1.0mg/mL的2,3-丁二醇为本研究的分析保护剂,建立了一种对野菊花基质增强效应有较好改善的方法。不同来源野菊花农药残留分析,27批野菊花37种农药中检测出23种农药,甲拌磷,丙溴磷,艾氏剂和狄氏剂的检出率较高,分别为62.96%,59.26%,74.07%,但是超过限量的农药残留极少,除同仁堂和保健堂的艾氏剂和狄氏剂超出限量标准外,其他均符合限量标准。结论:本研究建立了一种同时测定37种农药的检测方法。对前处理方法——MSPD法和QuEChERS法,进行优化对比,结果表明两种方法都具有稳定可靠,适用性强等,MSPD法成本相对较低,但需要人工操作时间较长;QuEChERS法简单,操作简便,但成本相对较高。本研究考察的前处理方法均具有基质增强效应,考虑到时效性及实验的可操作性,使用QuEChERS法做为考察分析保护剂的前处理方法,初步研究结果表明浓度为1.0mg/mL的2,3-丁二醇能较好的改善基质增强效应,但是添加分析保护剂后,会存在一定的干扰峰及个别峰的响应或是峰形变差,这需要后期再加以考察,进一步确定更优的分析保护剂。考虑时效性,本研究选用QuEChERS法为后期研究的前处理方法。在上述研究基础上,测定了 27批不同来源野菊花中药材,结果表明,野菊花污染仍较普遍存在,但残留量仍相对安全。
杨璇[10]（2011）在《珠江河口水体常见有机磷农药污染现状及风险评价》文中研究表明本论文研究了珠江河口水体中几种常见有机磷农药残留情况,并对其污染风险与影响进行了初步的评价。分别在2010年7、8、10、11、12月对珠江河口流域进行定期采样,选定的研究区域包括沙湾水道,蕉门水道,万顷沙和张松村四个研究区域,测定了样品中有机磷农药的浓度,并运用化学污染物风险评价公式进行了风险概率评价。结果表明,珠江河口流域水体中有机磷农药的浓度范围在18.76-344.94ng/L,有机磷农药以敌敌畏、甲拌磷、乙拌磷、乐果等4种组分为主,占监测9种有机磷农药总量的50%以上,尤其是甲拌磷。不同季节采集的水样中所测得的有机磷农药的浓度变化与季节并没有明显的关联性。数据分析结果显示,不同点位间有机磷浓度的相关性普遍比较低,这与有机磷农药来源复杂、残留期短有一定关系。将珠江河口流域水体受有机磷农药的污染水平与其他地方对比,总体水平居中；环境质量以及初步的风险评价表明,虽然珠江河口区域水体中各种有机磷农药的浓度都在人类可以接受的范围内,但是甲拌磷已经接近可接受范围的临界点,不论对环境质量还是对人体健康,都存在着潜在风险。另外,其它几种农药对水体的污染也不容忽视,加强珠江河口流域农药施用的环境管理已势在必行。I
二、消除饮用水中有机磷农药的初步研究（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、消除饮用水中有机磷农药的初步研究（论文提纲范文）
（1）果蔬及食用油中有机磷和拟除虫菊酯类农药高效分析新方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 概述 |
| 1.2 样品前处理技术研究 |
| 1.2.1 液-液萃取 |
| 1.2.2 超声波辅助提取 |
| 1.2.3 微波辅助提取 |
| 1.2.4 超临界流体提取 |
| 1.2.5 基质固相分散提取 |
| 1.2.6 固相萃取 |
| 1.2.7 固相微萃取 |
| 1.2.8 QuEChERS |
| 1.2.9 分散液-液微萃取 |
| 1.2.10 功能材料提取与净化 |
| 1.2.10.1 碳纳米管 |
| 1.2.10.2 石墨烯 |
| 1.2.10.3 磁性纳米材料 |
| 1.2.10.4 金属有机框架材料 |
| 1.3 分析测试技术研究 |
| 1.3.1 气相色谱法 |
| 1.3.2 液相色谱法 |
| 1.3.3 免疫分析法 |
| 1.3.4 生物传感器法 |
| 1.3.5 酶抑制法 |
| 1.3.6 表面增强拉曼光谱分析技术 |
| 1.4 方法学评价 |
| 1.5 选题意义 |
| 1.6 主要研究内容 |
| 第2章 QUECHERS-DLLME-SFO-气质联用法测定蔬菜中有机磷和拟除虫菊酯类农药残留 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 主要仪器与试剂 |
| 2.2.2 有机蔬菜和普通蔬菜样品 |
| 2.2.3 样品前处理 |
| 2.2.4 GC-MS分析 |
| 2.2.5 方法验证 |
| 2.2.6 统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 实验参数的优化 |
| 2.3.1.1 萃取剂的选择 |
| 2.3.1.2 萃取剂用量的选择 |
| 2.3.1.3 分散剂的选择 |
| 2.3.1.4 水体积的选择 |
| 2.3.1.5 盐效应 |
| 2.3.1.6 提取方式和提取时间的选择 |
| 2.3.1.7 提取温度的选择 |
| 2.3.2 正交试验设计 |
| 2.3.3 方法确证 |
| 2.3.3.1 线性和检测限 |
| 2.3.3.2 准确度和精密度 |
| 2.3.4 样品分析 |
| 2.3.5 方法比较 |
| 2.4 结论 |
| 第3章 新型分散固相萃取-气相色谱/质谱法测定蔬菜中有机磷和拟除虫菊酯类农药残留 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 主要仪器与试剂 |
| 3.2.2 UiO-66合成 |
| 3.2.3 UiO-66表征 |
| 3.2.4 样品采集及前处理 |
| 3.2.5 d-SPE方法 |
| 3.2.6 GC-MS分析 |
| 3.2.7 加标程序 |
| 3.2.8 方法确证 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 材料表征 |
| 3.3.2 样品前处理条件的优化 |
| 3.3.2.1 脱附溶剂的选择 |
| 3.3.2.2 脱附溶剂用量的选择 |
| 3.3.2.3 提取方式的选择 |
| 3.3.2.4 提取温度的选择 |
| 3.3.2.5 正交试验设计 |
| 3.3.3 UiO-66材料重复使用性能 |
| 3.3.4 基质效应 |
| 3.3.5 方法性能分析 |
| 3.3.6 真实样品分析 |
| 3.3.7 方法比较 |
| 3.4 结论 |
| 第4章 分散固相萃取-气相色谱/质谱法测定现榨果汁中拟除虫菊酯农药残留 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 主要仪器与试剂 |
| 4.2.2 样品前处理 |
| 4.2.3 GC-MS分析 |
| 4.2.4 加标程序 |
| 4.2.5 方法确证 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 样品前处理条件的优化 |
| 4.3.1.1 前处理方式的选择 |
| 4.3.1.2 UiO-66用量的优化 |
| 4.3.1.3 吸附时间的选择 |
| 4.3.1.4 脱附溶剂及用量的选择 |
| 4.3.1.5 脱附时间的选择 |
| 4.3.1.6 离子浓度的选择 |
| 4.3.2 基质效应 |
| 4.3.3 方法性能分析 |
| 4.3.4 真实样品分析 |
| 4.4 结论 |
| 第5章 分散固相萃取-气相色谱/三重串联四级杆质谱法测定食用油中有机磷农药残留 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 主要仪器与试剂 |
| 5.2.2 样品前处理 |
| 5.2.3 色谱条件 |
| 5.2.3.1 气相色谱分离条件 |
| 5.2.3.2 质谱检测条件 |
| 5.2.4 加标程序 |
| 5.2.5 方法验证 |
| 5.2.6 统计分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 样品前处理条件的优化 |
| 5.3.1.1 稀释溶剂及其用量的选择 |
| 5.3.1.2 脱附溶剂的选择 |
| 5.3.1.3 d-SPE条件的优化 |
| 5.3.2 UiO-66重复使用性能 |
| 5.3.3 基质效应 |
| 5.3.4 方法的性能评价 |
| 5.3.5 方法比较 |
| 5.3.6 样品分析 |
| 5.4 结论 |
| 第6章 金属有机骨架材料UIO-66选择性吸附食品中有机农药作用机制研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 主要仪器与试剂 |
| 6.2.2 样品制备 |
| 6.2.3 量子化学计算 |
| 6.2.4 样品表征 |
| 6.2.4.1 孔径分析 |
| 6.2.4.2 热重分析 |
| 6.2.4.3 红外光谱分析 |
| 6.2.4.4 紫外-可见光谱分析 |
| 6.2.4.5 X-射线光电子能谱分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 孔道筛分作用研究 |
| 6.3.1.1 孔径分析 |
| 6.3.1.2 量子化学计算 |
| 6.3.2 UiO-66与有机农药相互作用研究 |
| 6.3.2.1 热重分析 |
| 6.3.2.2 红外光谱分析 |
| 6.3.2.3 紫外-可见光谱分析 |
| 6.3.2.4 X-射线光电子能谱分析 |
| 6.4 结论 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（2）对三种有机磷农药具有降解活性Lactobacillus plantarum的筛选及其缓解大鼠甲拌磷中毒研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语表 |
| 1 第一章 文献综述 |
| 1.1 有机磷农药使用情况 |
| 1.2 有机磷农药在食品和环境中的残留情况 |
| 1.3 有机磷农药对机体的危害 |
| 1.3.1 体内有机磷农药残留 |
| 1.3.2 有机磷农药神经毒性 |
| 1.3.3 有机磷农药导致机体氧化应激 |
| 1.3.4 有机磷农药的遗传毒性 |
| 1.3.5 有机磷农药扰乱机体免疫 |
| 1.4 微生物降解有机磷农药的研究现状 |
| 1.4.1 降解农药的微生物种类 |
| 1.4.2 微生物降解农药的途径 |
| 1.4.3 微生物降解农药的优势和不足 |
| 1.5 本研究的主要内容和立题意义 |
| 2 第二章 对三种有机磷农药具有降解活性Lactobacillus plantarum的筛选 |
| 2.1 前言 |
| 2.1.1 几种常见的有机磷农药及其残留情况 |
| 2.1.2 L. plantarum在降解有机磷农药中的应用 |
| 2.1.3 本章的主要内容和研究意义 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 菌株来源信息 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 主要仪器 |
| 2.2.4 L. plantarum体外降解农药实验 |
| 2.2.5 培养基和胞内有机磷农药的提取方法 |
| 2.2.6 气相色谱质谱联用仪测定农药方法 |
| 2.2.7 模拟胃肠液实验 |
| 2.2.8 胆盐耐受性实验 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 气相色谱质谱联用仪测定三种农药的准确性评价 |
| 2.3.2 L.plantarum胞外发酵液和胞内裂解液中三种农药的检测情况 |
| 2.3.3 121 株L. plantarum对三种有机磷农药的降解率 |
| 2.3.4 L. plantarum的胃肠液耐受性结果 |
| 2.4 讨论 |
| 3 第三章 Lactobacillus plantarum P9对大鼠甲拌磷中毒缓解作用研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.1.1 甲拌磷毒性简介 |
| 3.1.2 慢性有机磷农药中毒 |
| 3.1.3 有机磷农药中毒与肠道菌群 |
| 3.1.4 代谢组学在有机磷农药中毒研究中的应用 |
| 3.1.5 本章的主要内容和研究意义 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 动物实验技术路线图 |
| 3.2.2 详细实验方案 |
| 3.2.3 血液、尿液和粪便中甲拌磷及其代谢物测定方法 |
| 3.2.4 组织抗氧化测定方法 |
| 3.2.5 免疫和其它因子测定方法 |
| 3.2.6 血液和尿液生理生化测定方法 |
| 3.2.7 肠道菌群测定方法 |
| 3.2.8 血液代谢组测定方法 |
| 3.2.9 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 甲拌磷中毒大鼠模型的建立 |
| 3.3.2 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠体重的影响 |
| 3.3.3 L. plantarum P9对中毒大鼠体内甲拌磷及其代谢物含量的影响 |
| 3.3.4 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠血液抗氧化的保护作用 |
| 3.3.5 L. plantarum P9降低甲拌磷中毒大鼠的体内炎症 |
| 3.3.6 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠肝脏的保护作用 |
| 3.3.7 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠肾脏的保护作用 |
| 3.3.8 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠脑组织的保护作用 |
| 3.3.9 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠肠道菌群丰度和多样性的影响 |
| 3.3.10 肠道菌群与生理生化指标相关性结果 |
| 3.3.11 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠血液代谢组的影响 |
| 3.3.12 不同组间差异代谢物和肠道菌群相关性分析结果 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠乙酰胆碱酯酶的保护作用 |
| 3.4.2 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠体内甲拌磷及其代谢物含量的影响 |
| 3.4.3 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠血液和脑组织抗氧化的保护作用 |
| 3.4.4 L. plantarum P9降低甲拌磷中毒大鼠体内炎症 |
| 3.4.5 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠肝脏的保护作用 |
| 3.4.6 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠肾脏的保护作用 |
| 3.4.7 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠肠道菌群的影响 |
| 3.4.8 L. plantarum P9对甲拌磷中毒大鼠血液代谢组的影响 |
| 4 第四章 结论、展望和创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介 |
（3）杭州市内河中典型有机磷农药的残留检测研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 有机磷农药的概述 |
| 1.1.1 有机磷农药的生产及使用情况 |
| 1.1.2 有机磷农药的理化性质及毒性 |
| 1.1.3 水体中有机磷农药的污染控制标准 |
| 1.2 有机磷农药残留的检测研究 |
| 1.2.1 样品预处理技术 |
| 1.2.2 分析方法 |
| 1.3 农药污染的健康风险评价 |
| 1.3.1 健康风险评价的发展 |
| 1.3.2 健康风险评价的内容和方法 |
| 1.3.3 可接受风险水平 |
| 1.3.4 国内外水体残留风险状况 |
| 1.4 课题研究背景与主要内容 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 课题技术路线 |
| 第二章 七种有机磷农药UPLC分析方法的建立 |
| 2.1 仪器和药品 |
| 2.1.1 药品和试剂 |
| 2.1.2 设备与仪器 |
| 2.1.3 标准溶液的配制 |
| 2.2 超高效液相色谱工作条件建立 |
| 2.2.1 DAD检测波长的确定 |
| 2.2.2 流动相比例的选择 |
| 2.2.3 进样量的选择 |
| 2.2.4 标准曲线 |
| 2.3 快速液液微萃取的优化 |
| 2.3.1 萃取剂种类及体积的优化 |
| 2.3.2 萃取次数的优化 |
| 2.3.3 分散方式的确定 |
| 2.3.4 pH的优化 |
| 2.3.5 盐浓度的优化 |
| 2.3.6 方法评价 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 内河中7种有机磷农药污染特征及健康风险评价 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 水样的采集和保存 |
| 3.2.1 采样点位的布置 |
| 3.2.2 水样的采集和保存 |
| 3.3 内河中7种有机磷农药分布规律研究 |
| 3.3.1 不同流域内河中的有机磷农药分布情况 |
| 3.3.2 不同检测期有机磷农药分布情况 |
| 3.4 水体中有机磷农药的来源分析 |
| 3.5 有机磷农药健康风险评价 |
| 3.5.1 经口途径的健康风险评价 |
| 3.5.2 皮肤接触途径的健康风险评价 |
| 3.5.3 有机磷农药总健康风险评价 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 有机磷农药快速筛查方法的建立 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 试验材料和方法 |
| 4.2.1 仪器 |
| 4.2.2 药品和试剂 |
| 4.2.3 进样方法 |
| 4.2.4 计算方法 |
| 4.3 有机磷农药的离子迁移谱图 |
| 4.4 试剂分子浓度对有机磷农药信号的影响 |
| 4.5 改变试剂分子浓度提高离子迁移谱对有机磷农药检测的选择性 |
| 4.6 检测限和重复性 |
| 4.7 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 |
| 作者简介 |
| 1 作者简介 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学位论文 |
| 学位论文数据集 |
（4）基于聚磷菌生理特性的有机磷农药残留传感器研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 符号说明 |
| 第一章 综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 有机磷农药的使用现状及危害 |
| 1.1.2 有机磷农药检测方法 |
| 1.1.2.1 光谱法 |
| 1.1.2.2 薄层色谱法 |
| 1.1.2.3 气相色谱法 |
| 1.1.2.4 高效液相色谱法 |
| 1.1.2.5 酶联免疫法 |
| 1.1.2.6 酶抑制法 |
| 1.1.2.7 生物传感器 |
| 1.1.2.8 微生物传感器 |
| 1.1.3 有机磷农药的生物降解 |
| 1.1.4 聚磷菌 |
| 1.1.5 磷酸根的分析方法 |
| 1.1.5.1 分光光度法 |
| 1.1.5.2 离子色谱法 |
| 1.1.5.3 电化学法 |
| 1.2 本实验的研究目的、内容、技术路线 |
| 1.2.1 研究目的和内容 |
| 1.2.2 技术路线 |
| 第二章 基于聚磷菌生理特性的有机磷农药残留传感器研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料 |
| 2.2.1.1 试剂 |
| 2.2.1.2 仪器与设备 |
| 2.2.1.3 聚磷菌菌种 |
| 2.2.1.4 储备液的配制 |
| 2.2.1.5 培养液的配制 |
| 2.2.2 方法 |
| 2.2.2.1 聚磷菌 |
| 2.2.2.1.1 生长曲线 |
| 2.2.2.1.2 形态与数量 |
| 2.2.2.2 有机磷农药传感器的研究 |
| 2.2.2.2.1 甲胺磷的降解动力学 |
| 2.2.2.2.2 聚磷菌体内多聚磷酸盐的变化 |
| 2.2.2.2.3 聚磷菌降解有机磷的影响因素 |
| 2.2.2.2.4 释磷过程的影响因素 |
| 2.2.2.2.5 正磷酸盐的检测 |
| 2.2.2.2.6 小型化 |
| 2.2.2.2.7 重复使用性 |
| 2.2.2.2.8 传感器对其他有机磷农药的检测 |
| 2.2.2.3 实际应用 |
| 2.2.2.3.1 乙酰胆碱酶抑制法 |
| 2.2.2.3.2 本研究聚磷菌传感器法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 聚磷菌 |
| 2.3.1.1 生长曲线 |
| 2.3.1.2 形态与数量 |
| 2.3.2 甲胺磷降解的动力学 |
| 2.3.3 聚磷菌体内多聚磷酸盐的变化 |
| 2.3.4 聚磷菌降解有机磷农药及好样吸磷过程的影响因素 |
| 2.3.4.1 乙酸含量 |
| 2.3.4.2 pH |
| 2.3.4.3 温度 |
| 2.3.5 释磷过程的影响因素 |
| 2.3.5.1 溶解氧含量 |
| 2.3.5.2 乙酸含量 |
| 2.3.6 正磷酸盐的检测 |
| 2.3.6.1 钼酸铵分光光度法 |
| 2.3.6.2 钼磷酸根离子选择性电极 |
| 2.3.7 分析特性 |
| 2.3.8 小型化 |
| 2.3.9 重复使用率 |
| 2.3.10 传感器对其他有机磷农药的检测 |
| 2.3.10.1 聚磷菌对乐果的降解 |
| 2.3.10.2 聚磷菌对其他不同种类有机磷农药的降解 |
| 2.3.11 实际应用 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 聚磷菌胞外酶的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料 |
| 3.2.1.1 试剂 |
| 3.2.1.2 仪器与设备 |
| 3.2.1.3 储备液的制备 |
| 3.2.1.4 凝胶板的制备 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.2.1 聚磷菌胞外酶的提取 |
| 3.2.2.2 紫外光谱 |
| 3.2.2.3 凝胶电泳 |
| 3.2.2.4 酶活测定 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 胞外酶的提取 |
| 3.3.2 紫外光谱图 |
| 3.3.3 凝胶电泳图 |
| 3.3.4 酶活测定 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 [Bmim]PF_6离子液体敏感膜的磷酸根电极研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料 |
| 4.2.1.1 试剂 |
| 4.2.1.2 仪器与设备 |
| 4.2.1.3 各种储备液的配制 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.2.1 电极的制备与使用 |
| 4.2.2.2 不同离子液体敏感膜和不同参比电极组成的磷酸根离子电极的测定 |
| 4.2.2.3 温度的影响 |
| 4.2.2.4 电极的重现性 |
| 4.2.2.5 电极的稳定性 |
| 4.2.2.6 干扰离子的影响 |
| 4.2.2.7 电极的分析特性 |
| 4.2.2.8 实样准备 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 电极组成 |
| 4.3.2 不同离子液体敏感膜和不同参比电极组成的磷酸根离子电极 |
| 4.3.3 温度对电极响应时间的影响 |
| 4.3.4 重现性 |
| 4.3.5 稳定性 |
| 4.3.6 干扰离子 |
| 4.3.7 电极分析特性 |
| 4.3.8 实样测定 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（5）“河流-水库”系统水环境典型污染物赋存特征的研究 ——以东江源区为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 流域水污染现状 |
| 1.1.2 东江源区水污染现状 |
| 1.2 典型目标污染物研究进展 |
| 1.2.1 氮、磷营养盐与水体富营养化 |
| 1.2.2 有色溶解性有机质 |
| 1.2.3 有机合成农药 |
| 1.2.4 抗生素 |
| 1.2.5 抗生素抗性基因 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的与意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 东江源区水环境氮磷污染特征及富营养化水平 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究区域及样本采集 |
| 2.2.2 实验室水体常规指标测定 |
| 2.2.3 实验室沉积物/土壤常规指标测定 |
| 2.2.4 水质评价方法和潜在富营养化评价 |
| 2.2.5 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 现场常规指标分析 |
| 2.3.2 东江源区水体单因子水质评价 |
| 2.3.3 东江源区水体氮、磷营养盐的时空分布特征 |
| 2.3.4 “河流-水库”系统水体中氮、磷营养盐的赋存特征 |
| 2.3.5 东江源区水体富营养化风险的评估 |
| 2.3.6 水库沉积物孔隙水中氮、磷的赋存特征 |
| 2.3.7 水库沉积物/消落区土壤中氮、磷的赋存特征 |
| 2.3.8 相关性分析 |
| 2.3.9 “河流-水库”系统水环境中氮、磷赋存特征及环境行为 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 东江源区水环境中有色溶解性有机质的赋存特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区域及样本采集 |
| 3.2.2 实验室水体常规指标测定 |
| 3.2.3 吸收光谱和三维荧光光谱测定 |
| 3.2.4 光谱指标计算方法 |
| 3.2.5 PARAFAC分析 |
| 3.2.6 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 东江源区水体中CDOM的基本特征 |
| 3.3.2 “河流-水库”系统水体中CDOM的基本特征 |
| 3.3.3 水库沉积物孔隙水中CDOM的基本特征 |
| 3.3.4 水库沉积物/消落区土壤中CDOM的基本特征 |
| 3.3.5 荧光光谱指数分析 |
| 3.3.6 荧光组分数的确定 |
| 3.3.7 东江源区水体中荧光组分的时空赋存特征 |
| 3.3.8 “河流-水库”系统水体中FDOM的时空特征 |
| 3.3.9 水库沉积物孔隙水中FDOM的基本特征 |
| 3.3.10 水库沉积物/消落区土壤中FDOM的基本特征 |
| 3.3.11 相关性分析 |
| 3.3.12 “河流-水库”系统水环境中DOM赋存特征及环境行为 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 东江源区水环境中典型农药的赋存特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区域及样本采集 |
| 4.2.2 实验试剂及材料 |
| 4.2.3 环境样品前处理 |
| 4.2.4 仪器分析 |
| 4.2.5 生态风险评价 |
| 4.2.6 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 东江源区水体中OCPs的赋存现状 |
| 4.3.2 东江源区水体中OPPs的赋存现状 |
| 4.3.3 东江源区水体中SPs的赋存现状 |
| 4.3.4 “河流-水库”系统水体中有机农药的时空赋存特征 |
| 4.3.5 水库沉积物孔隙水中有机农药的赋存特征 |
| 4.3.6 水库沉积物/消落区土壤中有机农药的赋存特征 |
| 4.3.7 东江源区水环境中农药的相关性分析 |
| 4.3.8 水库沉积物-孔隙水体界面农药交换通量的衡算 |
| 4.3.9 东江源区水环境中农药的生态风险评价 |
| 4.3.10 “河流-水库”系统水环境中农药赋存特征及环境行为 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 东江源区水环境中典型抗生素的赋存特征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 研究区域及样本采集 |
| 5.2.2 实验试剂及材料 |
| 5.2.3 环境样品前处理 |
| 5.2.4 仪器分析 |
| 5.2.5 生态风险评价 |
| 5.2.6 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 东江源区水体中抗生素的赋存现状 |
| 5.3.2 “河流-水库”系统水体中抗生素的时空赋存特征 |
| 5.3.3 水库沉积物孔隙水中抗生素的赋存特征 |
| 5.3.4 水库沉积物/消落区土壤中抗生素的赋存特征 |
| 5.3.5 东江源区水环境中抗生素的相关性分析 |
| 5.3.6 水库沉积物─孔隙水体界面抗生素交换通量的衡算 |
| 5.3.7 东江源区水环境中抗生素的生态风险评价 |
| 5.3.8 “河流-水库”系统水环境中抗生素赋存特征及环境行为 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 东江源区水环境中抗生素抗性基因的赋存特征 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 研究区域及样本采集 |
| 6.2.2 实验试剂及材料 |
| 6.2.3 DNA的提取 |
| 6.2.4 16 S rRNA高通量测序和微生物群落结构分析 |
| 6.2.5 抗生素抗性基因HT-q PCR |
| 6.2.6 实时荧光定量PCR |
| 6.2.7 数据分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 东江源区水环境中赋存ARGs的多样性 |
| 6.3.2 不同环境分组中赋存ARGs的多样性 |
| 6.3.3 东江源区水体中ARGs绝对丰度的赋存特征 |
| 6.3.4 水库沉积物/消落区土壤中ARGs绝对丰度的赋存特征 |
| 6.3.5 不同环境分组中ARGs绝对丰度影响因素的探究 |
| 6.3.6 东江源区水环境中ARGs和 MGEs归一化丰度的赋存特征 |
| 6.3.7 不同环境分组中ARGs归一化丰度及其结构组成特征 |
| 6.3.8 东江源区水环境中微生物结构组成特征 |
| 6.3.9 不同环境分组中ARGs和 MGEs共发生模式 |
| 6.3.10 不同环境分组中ARGs、MGEs和微生物群落结构共发生模式 |
| 6.3.11 “河流-水库”系统水环境中ARGs影响因素的确定 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 7.4 对策建议 |
| 参考文献 |
| 附录 A |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间已发表和录用的论文 |
（6）典型河口水库痕量有机污染物赋存特征及其迁移转化模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 水中常见痕量有机污染物 |
| 1.2.1 农药的定义和分类 |
| 1.2.2 新兴有机污染物定义与常见分类 |
| 1.2.3 水中痕量有机污染物的来源 |
| 1.3 地表水中赋存情况及影响因素 |
| 1.3.1 国外不同区域代表性污染物的赋存差异及其影响因素 |
| 1.3.2 国内不同区域代表性污染物的赋存差异及其影响因素 |
| 1.4 有机污染物对水生生态和人体健康产生的潜在风险 |
| 1.4.1 对水生生态产生的潜在风险 |
| 1.4.2 对人体健康产生的潜在风险 |
| 1.5 水中有机污染物迁移转化的模拟研究 |
| 1.5.1 有机污染物在水中的迁移转化 |
| 1.5.2 水动力与水质耦合模型原理 |
| 1.5.3 常用的水动力与水质耦合模型软件 |
| 1.6 本课题的研究背景与目的、研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究背景与目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 特征痕量有机物在长江河口水源地中的赋存状况 |
| 2.1 样品采集与分析方法 |
| 2.1.1 样品采集 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 实验药品与仪器 |
| 2.3.2 实验分析方法 |
| 2.3 青草沙水库表层水中痕量有机污染物赋存情况 |
| 2.3.1 PPCPs和农药的赋存情况 |
| 2.3.2 PPCPs季节变化 |
| 2.3.3 农药季节变化 |
| 2.4 青草沙水库中表层沉积物中痕量有机污染物赋存情况 |
| 2.4.1 表层沉积物中污染物赋存情况 |
| 2.4.2 表层沉积物中污染物的短期时间变化规律 |
| 2.5 青草沙和Marina水库中污染物赋存异同分析 |
| 2.5.1 两个水库附近的流域土地利用情况 |
| 2.5.2.两个水库中污染物的赋存异同分析 |
| 2.5.3.两个水库水相中PPCPs赋存异同分析 |
| 2.5.4 两个水库沉积中 PPCPs 赋存异同分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 水质变化和经济活动对污染物赋存的影响 |
| 3.1 污染物在河口赋存受到环境相关水质的影响 |
| 3.1.1 长江河口环境相关水质指标概况分析 |
| 3.1.2 环境相关水质指标对长江河口中污染物的影响 |
| 3.1.3 环境相关水质指标对Marina Bay中污染物的影响 |
| 3.2 污染物在河口赋存受到污染负荷水质的影响 |
| 3.2.1 污染负荷水质指标概况分析 |
| 3.2.2 污染负荷水质指标对长江河口中污染物的影响 |
| 3.2.3 污染负荷水质指标对Marina Bay中污染物的影响 |
| 3.3 污染物在河口赋存受到的经济活动的影响 |
| 3.3.1 附近流域经济活动指标概况分析 |
| 3.3.2 经济活动指标对长江河口中污染物的影响 |
| 3.3.3 经济活动指标建立预测模型的可能性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 污染物的水生环境风险和人体健康风险评价 |
| 4.1 污染物在水源地中的生态风险评价 |
| 4.1.1 污染物PNEC的设定方法 |
| 4.1.2 水中污染物的生态风险评价方法 |
| 4.1.3 污染物对水生生态风险程度 |
| 4.2 污染物在饮用水中的人体健康风险评价 |
| 4.2.1 目标污染物在以青草沙水库为源的饮用水中的赋存情况 |
| 4.2.2 水中污染物的人体健康风险评价方法 |
| 4.2.3 污染物在饮用水中的人体健康风险程度 |
| 4.3 污染物对生态和人体健康产生风险的差异 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 青草沙水库3D水动力模型 |
| 5.1 水动力模型的构建 |
| 5.1.1 青草沙3D水动力模型原理 |
| 5.1.2 边界条件 |
| 5.1.3 初始条件 |
| 5.1.4 模型区域地形及网格设定 |
| 5.1.5 计算方法 |
| 5.2 水动力模型的校准与验证 |
| 5.2.1 模拟结果评价指数 |
| 5.2.2 模型校准与验证结果 |
| 5.3 青草沙水库水动力变化特征 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 污染物3D水动力和水质耦合模型 |
| 6.1 污染物3D水动力和水质耦合模型构建 |
| 6.1.1 污染物3D水动力和水质耦合模型概况 |
| 6.1.2 水动力模型水质模型耦合过程 |
| 6.1.3 水质模型建立过程 |
| 6.1.4 边界条件 |
| 6.2 污染物3D水动力和水质耦合模型校准 |
| 6.2.1 模拟结果评价指数 |
| 6.2.2 污染物3D水动力和水质耦合模型校准结果 |
| 6.2.3 污染物3D水动力和水质耦合模型不确定分析 |
| 6.3 水源地中污染物迁移转化 |
| 6.3.1 水源地污染物迁移转化分析 |
| 6.3.2 青草沙水库与Marina水库双酚A模拟比较 |
| 6.3.3 阿特拉津不同情境模拟研究 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 主要的创新点 |
| 7.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间已发表或录用的论文 |
（7）传统自来水处理工艺对农药兽药的去除效率及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 农药兽药的发展、生产及使用情况 |
| 1.2.1 农药的发展、生产及使用情况 |
| 1.2.1.1 农药的发展 |
| 1.2.1.2 农药的生产与使用情况 |
| 1.2.2 兽药的发展、生产及使用情况 |
| 1.2.2.1 兽药的发展 |
| 1.2.2.2 兽药的生产与使用情况 |
| 1.3 农药兽药进入水环境的主要途径及危害 |
| 1.4 饮用水源水中农药兽药复合污染状况 |
| 1.4.1 农药兽药复合污染 |
| 1.4.2 饮用水源水中农药兽药复合污染的进展 |
| 1.4.3 饮用水中农药兽药的复合污染研究进展 |
| 1.5 饮用水源中农药兽药的相关规定 |
| 1.6 传统自来水处理工艺对农药兽药的去除研究 |
| 1.6.1 传统自来水处理工艺概述 |
| 1.6.2 自来水处理工艺去除农药兽药的研究 |
| 1.7 饮用水的健康风险评价 |
| 1.7.1 饮用水中农药兽药的相关规定 |
| 1.7.2 饮用水的健康风险评价方法 |
| 1.8 课题的提出、研究内容和技术手段 |
| 1.8.1 课题的提出 |
| 1.8.2 研究内容和技术路线 |
| 第2章 自来水处理工艺对农药兽药的去除状况研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验水厂的选取及工艺 |
| 2.3 实验部分 |
| 2.3.1 药品和试剂 |
| 2.3.2 仪器和设备 |
| 2.3.3 仪器参数 |
| 2.3.4 样品的采集与保存 |
| 2.3.4.1 采样站位的设置和采样频率 |
| 2.3.4.2 样品采集、保存及分析 |
| 2.3.5 水样的前处理方法 |
| 2.3.5.1 农药 |
| 2.3.5.2 兽药 |
| 2.3.6 样品分析的质量控制措施 |
| 2.4 数据计算方法与质量控制结果 |
| 2.4.1 数据计算方法 |
| 2.4.2 样品分析的质量控制结果 |
| 2.5 水处理工艺中目标化合物的检出情况及其复合污染特征 |
| 2.5.1 采样时间对目标化合物残留的影响 |
| 2.5.2 水处理工艺中农药兽药的季节性污染特征 |
| 2.5.2.1 兽药的季节性污染特征 |
| 2.5.2.2 农药的季节性污染特征 |
| 2.5.2.3 农药兽药的复合污染特征 |
| 2.5.3 水处理工艺中农药兽药的年度性污染特征 |
| 2.6 水处理工艺对农药兽药的去除情况 |
| 2.6.1 农药兽药在水处理工艺中的去除情况 |
| 2.6.1.1 兽药在水处理工艺中的去除情况 |
| 2.6.1.2 农药在水处理工艺中的去除情况 |
| 2.6.1.3 农药兽药复合污染在水处理工艺中的去除情况 |
| 2.6.2 农药兽药复合污染在原水和出厂水中的残留量的相关性 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 传统水处理工艺对农药兽药复合污染去除机理的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验过程 |
| 3.2.1 材料与装置 |
| 3.2.2 目标物的选择及其理化性质 |
| 3.2.3 试验水样的采集与分析 |
| 3.2.4 实验方法 |
| 3.2.4.1 混凝沉淀实验 |
| 3.2.4.2 滤料吸附实验 |
| 3.2.4.3 余氯降解实验 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 混凝剂投加量对目标物去除效果的影响 |
| 3.3.1.1 混凝剂投加量对兽药去除效果的影响 |
| 3.3.1.2 混凝剂投加量对农药去除效果的影响 |
| 3.3.2 滤料吸附实验 |
| 3.3.2.1 滤料对目标抗生素的吸附去除效应研究 |
| 3.3.2.2 滤料对目标农药的吸附去除效应研究 |
| 3.3.3 余氯对目标物去除效果的影响 |
| 3.3.3.1 余氯对目标抗生素的氧化去除效率 |
| 3.3.3.2 余氯对农药的氧化去除效率 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 出厂水中农药兽药残留的初步健康风险评价 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 出厂水的健康风险评价 |
| 4.2.1 目标物的选择 |
| 4.2.2 出厂水健康风险评价模型 |
| 4.2.3 暴露参数 |
| 4.2.4 结果计算 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 出厂水中抗生素残留的健康风险评价 |
| 4.3.2 出厂水中农药残留的健康风险评价 |
| 4.3.2.1 出厂水中农药残留健康风险的分类评价 |
| 4.3.2.2 出厂水中农药残留健康风险的季节性分布 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结语与展望 |
| 5.1 本研究的贡献 |
| 5.2 本研究的不足 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 硕士研究生期间发表的文章 |
| 致谢 |
（8）基于噬菌体展示技术的有机磷农药多残留免疫分析研究（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 有机磷农药的残留及危害 |
| 1.1.1 有机磷农药对环境的影响 |
| 1.1.2 有机磷农药对人身体健康的影响 |
| 1.1.2.1 急性中毒 |
| 1.1.2.2 慢性中毒 |
| 1.2 有机磷农药检测技术的研究进展 |
| 1.2.1 酶抑制法 |
| 1.2.2 仪器分析法 |
| 1.2.2.1 气相色谱法 |
| 1.2.2.2 高效液相色谱法 |
| 1.2.2.3 色谱-质谱联用法 |
| 1.2.3 免疫分析法 |
| 1.2.3.1 荧光免疫分析法 |
| 1.2.3.2 胶体金免疫层析法 |
| 1.2.3.3 化学发光免疫分析法 |
| 1.2.3.4 电化学发光免疫分析法 |
| 1.2.3.5 酶联免疫分析法 |
| 1.3 噬菌体展示技术及其在免疫分析中的应用 |
| 1.3.1 噬菌体展示技术原理 |
| 1.3.2 噬菌体展示体系分类 |
| 1.3.3 噬菌体展示技术在免疫分析中的应用 |
| 1.3.3.1 噬菌体展示随机肽库在免疫分析中的应用 |
| 1.3.3.2 噬菌体展示抗体库在免疫分析中的应用 |
| 1.4 农药残留样品的净化方法 |
| 1.4.1 固相萃取法 |
| 1.4.2 QuEChERS法 |
| 1.4.3 固相微萃取法 |
| 1.4.4 液-液微萃取法 |
| 1.4.5 超声辅助萃取法 |
| 1.4.6 微波辅助萃取法 |
| 1.5 本课题的目的和意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.1.1 噬菌体展示肽库及宿主菌 |
| 2.1.2 载体与菌株 |
| 2.1.3 实验动物 |
| 2.1.4 主要生化试剂 |
| 2.1.5 主要仪器设备 |
| 2.1.6 培养基和试剂的配制 |
| 2.1.6.1 培养基的配制 |
| 2.1.6.2 实验试剂的配制 |
| 2.1.7 实验引物 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 有机磷农药通用结构半抗原的化学合成和鉴定 |
| 2.2.2 有机磷农药通用结构人工抗原的合成和鉴定 |
| 2.2.3 BALB/C小鼠的免疫 |
| 2.2.4 单克隆抗体的制备 |
| 2.2.4.1 细胞融合 |
| 2.2.4.2 单克隆抗体的制备 |
| 2.2.5 利用单克隆抗体和化学合成包被原建立异源IC-ELISA |
| 2.2.5.1 IC-ELISA步骤 |
| 2.2.5.2 最佳包被原的筛选 |
| 2.2.5.3 IC-ELISA工作缓冲液优化 |
| 2.2.6 利用单克隆抗体和化学合成包被原建立异源DC-ELISA方法 |
| 2.2.6.1 酶标单克隆抗体的制备 |
| 2.2.6.2 DC-ELISA步骤及优化 |
| 2.2.7 噬菌体抗体库的构建 |
| 2.2.7.1 大肠杆菌感受态细胞的制备 |
| 2.2.7.2 单链抗体基因扩增 |
| 2.2.7.3 pIT2-BAD噬粒的构建 |
| 2.2.7.4 噬菌体抗体库的构建 |
| 2.2.8 噬菌体抗体库的筛选 |
| 2.2.8.1 噬菌体抗体库的拯救 |
| 2.2.8.2 生物素化抗原的制备 |
| 2.2.8.3 噬菌体抗体库的淘选 |
| 2.2.8.4 Phage-ELISA对噬菌体抗体库及单克隆的筛选 |
| 2.2.9 生物素化单链抗体的制备 |
| 2.2.9.1 生物素连接酶的表达 |
| 2.2.9.2 单链抗体的原核表达 |
| 2.2.9.3 单链抗体的复性 |
| 2.2.9.4 单链抗体的生物素化、纯化及鉴定 |
| 2.2.10 利用生物素化单链抗体建立IC-ELISA |
| 2.2.10.1 单链抗体IC-ELISA步骤 |
| 2.2.10.2 单链抗体IC-ELISA条件优化 |
| 2.2.11 有机磷农药噬菌体模拟表位的筛选 |
| 2.2.11.1 噬菌体展示随机环七肽库的淘选 |
| 2.2.11.2 噬菌体的扩增与纯化 |
| 2.2.11.3 噬菌体滴度的测定 |
| 2.2.11.4 噬菌体单克隆的筛选及测序 |
| 2.2.12 噬菌体模拟表位原核表达 |
| 2.2.12.1 pET-28-BAD质粒的构建 |
| 2.2.12.2 模拟表位融合蛋白原核表达载体的构建 |
| 2.2.12.3 ME-GST-BAD融合蛋白的原核表达及体外生物素化 |
| 2.2.13 利用ME-GST-BAD融合蛋白建立DC-ELISA |
| 2.2.14 交叉反应和灵敏度的测定 |
| 2.2.15 QuEChERS样品前处理方法的优化 |
| 2.2.16 样品的农药添加回收实验 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 有机磷农药人工抗原的合成和鉴定 |
| 3.1.1 有机磷农药通用结构半抗原的鉴定 |
| 3.1.2 有机磷农药人工抗原的鉴定 |
| 3.2 Hapten1-BSA对应单克隆抗体的制备和异源ELISA检测方法的建立 |
| 3.2.1 BALB/C小鼠免疫效果检测 |
| 3.2.2 单克隆抗体的制备和筛选 |
| 3.2.3 最佳包被原的筛选 |
| 3.2.4 IC-ELISA工作缓冲液优化 |
| 3.2.5 交叉反应和灵敏度的测定 |
| 3.2.6 QuEChERS样品前处理方法的优化 |
| 3.2.7 样品的农药添加回收实验 |
| 3.3 Hapten2-BSA对应单克隆抗体的制备和异源ELISA检测方法的建立 |
| 3.3.1 BALB/C小鼠免疫效果检测 |
| 3.3.2 单克隆抗体的制备和筛选 |
| 3.3.3 最佳包被原的筛选 |
| 3.3.4 DC-ELISA工作缓冲液优化 |
| 3.3.5 交叉反应和灵敏度的测定 |
| 3.3.6 样品前处理 |
| 3.3.7 样品的农药添加回收实验 |
| 3.4 Hapten1-BSA对应单链抗体的制备和ELISA检测方法的建立 |
| 3.4.1 pIT2-BAD噬粒的构建 |
| 3.4.2 噬菌体抗体库的构建 |
| 3.4.3 噬菌体抗体库的淘选及单链抗体的筛选 |
| 3.4.4 单链抗体的表达、复性、生物素化及纯化 |
| 3.4.4.1 单链抗体的原核表达和复性 |
| 3.4.4.2 BirA的原核表达和单链抗体的生物素化 |
| 3.4.4.3 生物素化单链抗体的纯化和验证 |
| 3.4.5 基于生物素化单链抗体的IC-ELISA的建立 |
| 3.4.5.1 基于生物素化单链抗体的IC-ELISA的工作缓冲液的优化 |
| 3.4.5.2 交叉反应和灵敏度的测定 |
| 3.4.6 样品前处理 |
| 3.4.7 样品的农药添加回收实验 |
| 3.5 MAb3A7抗原模拟表位的筛选、表达及ELISA检测方法的建立 |
| 3.5.1 MAb3A7噬菌体抗原模拟表位的筛选 |
| 3.5.2 抗原模拟表位融合蛋白ME13-GST-BAD的表达、生物素化及纯化 |
| 3.5.3 基于ME13-GST-BAD的DC-ELISA的交叉反应和灵敏度的测定 |
| 3.5.4 样品前处理 |
| 3.5.5 样品的农药添加回收实验 |
| 3.6 MAb3C9抗原模拟表位的筛选、表达及ELISA检测方法的建立 |
| 3.6.1 MAb3C9噬菌体抗原模拟表位的筛选 |
| 3.6.2 抗原模拟表位融合蛋白ME20-GST-BAD的表达、生物素化及纯化 |
| 3.6.3 基于ME20-GST-BAD的DC-ELISA的交叉反应和灵敏度的测定 |
| 3.6.4 样品前处理 |
| 3.6.5 样品的农药添加回收实验 |
| 4 讨论 |
| 4.1 有机磷农药通用结构免疫半抗原的设计 |
| 4.2 基于有机磷农药宽谱特异性单克隆抗体的异源ELISA的建立 |
| 4.3 基于有机磷农药宽谱特异性单链抗体的异源ELISA的建立 |
| 4.4 基于单克隆抗体模拟表位的ELISA的建立 |
| 4.5 QuEChERS法用于免疫分析中样品的净化 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的论文及成果 |
（9）野菊花农药多残留分析方法优化及其应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 第一章 文献综述 |
| 1 农药的分布状况 |
| 2 中药材农药残留状况 |
| 2.1 中药材农药残留污染途径 |
| 2.2 中药材残留污染特点 |
| 3 农药残留的危害及对策 |
| 3.1 农药残留的危害 |
| 3.2 中药农药残留的对策 |
| 4 国内外关于农残的相关法规 |
| 4.1 国内外各国相关法规 |
| 4.2 我国对中药材中农药残留限定法规发展 |
| 5 农药的种类 |
| 5.1 有机氯类农药 |
| 5.2 有机磷类农药 |
| 5.3 氨基甲酸酯类农药 |
| 5.4 拟除虫菊酯类农药 |
| 6 中药材农药残留的前处理 |
| 6.1 机械振荡法(MSE) |
| 6.2 超声波提取法(UE) |
| 6.3 固相萃取(SPE) |
| 6.4 固相微萃取(SPME) |
| 6.5 微波辅助萃取(MAE) |
| 6.6 加速溶剂萃取(ASE) |
| 6.7 超临界流体萃取(SFE) |
| 6.8 凝胶渗透色谱(GPC) |
| 6.9 分散固相萃取(QuEChERS) |
| 6.10 基质固相分散萃取(MSPD) |
| 7 基质效应 |
| 7.1 基质效应的影响 |
| 7.2 基质效应的影响因素 |
| 7.3 基质效应的消除与补偿方法 |
| 8 中药农药残留检测技术进展 |
| 8.1 薄层色谱法(TLC) |
| 8.2 高效液相色谱法(HPLC) |
| 8.3 毛细管电泳(CE) |
| 8.4 气相色谱法(GC) |
| 8.5 气相色谱-质谱法(GC-MS) |
| 8.6 液相色谱--质谱联用技术(LC-MS) |
| 9 野菊花农药残留研究现状 |
| 9.1 野菊花概况 |
| 9.2 野菊花种植常用农药 |
| 9.3 野菊花中农药检测现状 |
| 第二章 野菊花多农药残留GC-MS测定方法的研究 |
| 1 仪器与试药 |
| 1.1 仪器 |
| 1.2 试剂 |
| 1.3 对照品的来源 |
| 1.4 野菊花实验样品来源 |
| 2 混合标准溶液的配置 |
| 2.1 标准储备溶液的配置 |
| 2.2 混合标准溶液 |
| 2.3 农药选择原则 |
| 2.4 气相色谱-质谱法(GC-MS)测定 |
| 3 气相色谱-质谱检测条件参数的优化 |
| 3.1 进样口温度的考察 |
| 3.2 质谱接口温度的考察 |
| 3.3 柱流速的考察 |
| 4 小结 |
| 第三章 野菊花农药多残留样品前处理优化 |
| 1 样品前处理方法优化——MSPD法 |
| 1.1 初定提取步骤 |
| 1.2 不同填料的考察结果 |
| 1.3 洗脱溶剂考察 |
| 1.4 固料比考察 |
| 1.5 洗脱溶剂体积考察 |
| 1.6 研磨时间考察 |
| 1.7 野菊花前处理方法确定 |
| 2 方法学验证 |
| 2.1 标准曲线的建立和线性范围 |
| 2.2 精密度和稳定性考察 |
| 2.3 重现性考察 |
| 2.4 加样回收率 |
| 2.6 基质增强效应 |
| 3 样品前处理方法优化——QuEChERS法 |
| 3.1 不同来源QuEChERS提取净化包 |
| 3.2 溶剂考察 |
| 3.3 溶剂体积考察 |
| 3.4 提取时间考察 |
| 3.5 净化时间考察 |
| 3.6 离心时间考察 |
| 3.7 前处理方法确定 |
| 4 方法学验证 |
| 4.1 标准曲线的建立和线性范围 |
| 4.2 精密度和稳定性考察 |
| 4.3 加样回收率和重现性 |
| 4.4 基质增强效应 |
| 5 小结 |
| 第四章 分析保护剂 |
| 1 分析保护剂种类及配置 |
| 2 分析保护剂浓度 |
| 3 方法学验证 |
| 3.1 标准曲线的建立和线性范围 |
| 3.2 精密度和稳定性 |
| 3.3 加样回收率和重现性 |
| 4 小结 |
| 第五章 野菊花样品农药多残留测定 |
| 1 样品测定 |
| 1.1 定性检测 |
| 1.2 定量检测 |
| 1.3 不同来源野菊花农药残留测定 |
| 2 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 1 结论 |
| 2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 在校期间发表论文情况 |
| 致谢 |
| 统计学审核证明 |
（10）珠江河口水体常见有机磷农药污染现状及风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 有机磷农药 |
| 1.3.1 有机磷的使用及性质 |
| 1.3.2 有机磷农药污染控制标准 |
| 1.3.3 有机磷农药对水体污染 |
| 1.4 研究内容、方法、创新点 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 创新点 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 第二章 实验方法与技术 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.2.1 点位的布置 |
| 2.2.2 样品的采集与保存 |
| 2.2.3 实验仪器和试剂 |
| 2.2.4 器皿的处理 |
| 2.2.5 样品的分析 |
| 2.2.6 色谱—质谱的仪器条件 |
| 2.3 实验方法的比较选择 |
| 2.3.1 富集方法的选择 |
| 2.3.2 固相萃取小柱的选择 |
| 2.3.3 水样过柱流速的优化 |
| 2.3.4 洗脱液的优选 |
| 2.3.5 质量控制 |
| 第三章 珠江河口水体中有机磷农药分布特征 |
| 3.1 水体中有机磷农药分布规律研究 |
| 3.1.1 有机磷农药的时间分布规律 |
| 3.1.2 有机磷农药的空间分布规律 |
| 3.2 水体中有机磷农药的来源分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 珠江河口水体有机农药污染的初步评价 |
| 4.1 珠江河口水体有机磷农药的污染水平 |
| 4.2 珠江河口有机磷农药污染的环境质量评价 |
| 4.3 有机农药污染的环境风险初步评价 |
| 4.4 农药使用的环境管理控制 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 在学校期间发表论文 |
| 致谢 |
四、消除饮用水中有机磷农药的初步研究（论文参考文献）
- [1]果蔬及食用油中有机磷和拟除虫菊酯类农药高效分析新方法研究[D]. 毛雪金. 南昌大学, 2020(01)
- [2]对三种有机磷农药具有降解活性Lactobacillus plantarum的筛选及其缓解大鼠甲拌磷中毒研究[D]. 李常坤. 内蒙古农业大学, 2019(08)
- [3]杭州市内河中典型有机磷农药的残留检测研究[D]. 王斌. 浙江工业大学, 2019(03)
- [4]基于聚磷菌生理特性的有机磷农药残留传感器研究[D]. 杨凯. 扬州大学, 2019(02)
- [5]“河流-水库”系统水环境典型污染物赋存特征的研究 ——以东江源区为例[D]. 陈奕涵. 上海交通大学, 2018(01)
- [6]典型河口水库痕量有机污染物赋存特征及其迁移转化模拟研究[D]. 徐聪. 上海交通大学, 2018(01)
- [7]传统自来水处理工艺对农药兽药的去除效率及机理研究[D]. 朱娟. 厦门大学, 2017(06)
- [8]基于噬菌体展示技术的有机磷农药多残留免疫分析研究[D]. 赵凤春. 山东农业大学, 2017(08)
- [9]野菊花农药多残留分析方法优化及其应用研究[D]. 欧阳燕琴. 广州中医药大学, 2017(05)
- [10]珠江河口水体常见有机磷农药污染现状及风险评价[D]. 杨璇. 暨南大学, 2011(10)