一、壬基酚聚氧乙烯醚及其降解产物对水生生物的毒理效应（论文文献综述）
李春梅[1]（2020）在《三苯乙烯基苯酚聚氧乙烯醚在典型果蔬中的分布特征及毒性作用研究》文中研究指明典型农药用非离子表面活性剂三苯乙烯基苯酚聚氧乙烯醚（TSPEOs）是一组由不同聚合物组成的混合物,在农药制剂生产中广泛使用。然而,目前国内外仅开展了少量有关TSPEOs检测技术的研究,其在农产品中的浓度水平仍然不清,迁移转化行为不明,风险未知。因此,本文首先针对TSPEOs在果品中的安全水平不清问题,开展了TSPEOs在我国主产区桃、樱桃、猕猴桃果品中的残留水平调查,并对其健康风险进行了评估,结果显示果品中TSPEOs检出率100%,其浓度水平与多菌灵和啶虫脒的残留水平显着相关（P<0.05）,但急性和慢性膳食风险值分别为4.7-8.1%和0.1-2.0%,风险较低。进一步针对TSPEOs在蔬菜种植过程中的迁移转化行为不明问题,开展了 TSPEOs在油麦菜不同种植模式中的降解规律研究。结果表明不同聚合度TSPEOs在油麦菜露地和设施模式下的降解半衰期分别为1.82-4.34 d和2.18-5.39 d;露地模式下,TSPEOs在油麦菜中降解速率更快,其中高聚合度TSPEOn（n=10-18）降解速率更快;设施模式下,高聚合度TSPEOn（n=14-18）在油麦菜中会逐渐向低聚合度单体降解,该研究为制定TSPEOs在蔬菜上的管理措施和使用标准提供了科学数据支撑。在上述研究基础上,针对TSPEOs在农产品中普遍存在所引发的潜在健康风险问题,开展了不同聚合度TSPEOs助剂系列产品对小鼠的28 d亚慢性毒性效应研究。结果显示TSPEOs可显着抑制小鼠的生长,且农乳602#的主要毒性靶器官是肝脏,肝脏抗氧化酶活性的显着改变可能是导致其损伤的重要机制之一,而农乳604#的主要毒性靶器官是胃,该研究为综合评价TSPEOs助剂健康风险提供了科学依据。最后,针对TSPEOs大量使用可能威胁生态环境健康问题,开展了不同聚合度TSPEOs助剂系列产品对斑马鱼的急性毒性研究,结果显示TSPEOs对斑马鱼的急性毒性会随着聚合度的升高而降低,其中农乳604#毒性最高,为中高等毒性。进一步采用UPLC-QExactive-MS代谢组学方法研究了其对斑马鱼的胚胎毒性,筛选出潜在生物标志物13个,标志物的生物功能表明农乳602#可引起斑马鱼胚胎抗氧化系统异常、脂肪酸和碳水化合物代谢紊乱,而农乳604#主要导致脂肪酸和碳水化合物代谢紊乱,该研究有助于推进TSPEOs的生态风险评估及其安全使用。
周杰[2]（2019）在《果蔬中农药助剂（TSPnEOs）的残留分析及风险评估研究》文中提出随着近年来农药助剂毒性研究的深入,其安全性也日益受到关注。三苯乙烯基苯酚聚氧乙烯醚类农药助剂（TSPnEOs）是国内农药制剂中广泛使用的一种非离子表面活性剂,它的用量仅低于烷基酚聚氧乙烯醚类农药助剂。已有毒性研究表明,TSPnEOs具有致畸性,亚慢性毒性,其生成和消解的中间体可能诱发雌激素活性。随着农药制剂的广泛使用,TSPnEOs可能进入到农业环境中,不但影响农产品质量安全,还会威胁农业生态环境。因此,开展农产品中TSPnEOs残留检测方法、消解规律以及健康风险评估研究,对我国开展TSPnEOs类农药助剂的科学评估与管理,保障消费者健康与环境安全等具有重要意义。本研究通过建立24种不同聚合度的TSPnEO（n=6-29）在农产品中的GPC-LC-MS/MS分析方法,调查了 TSPnEO（n=6-29）在樱桃、桃和猕猴桃等果品中的残留浓度及不同聚合度单体的特征分布,分析了果品中不同聚合度的TSPnEO（n=6-29）残留浓度与农药残留浓度之间的相关性,评估了∑TSPnEO（n=6-29）对人体的健康风险,探究了不同聚合度TSPnEO（n=6-29）在农产品中的残留特征与消解规律。（1）建立24种TSPnEO（n=6-29）的凝胶渗透色谱（GPC）和液相色谱-串联质谱法（LC-MS/MS）残留分析方法,在11.25 min内实现了不同聚合度的分离。该方法的平均回收率为73%-143%,相对标准偏差为3%-19%,方法定量限为0.001-0.235μg/kg,并成功应用于樱桃、桃和猕猴桃等农产品的分析。（2）调查分析了 2016和2017年我国桃、樱桃和猕猴桃主产区361个样品中24种TSPnEO（n=6-29）残留浓度及不同聚合度单体的特征分布。TSPnEO（n=6-29）在所有样品中均有检出,∑TSPnEO（n=6-29）总浓度为0.5-14786.0 μg/kg（中位数85.0μg/kg）。猕猴桃中TSPnEO（n=6-29）残留浓度明显大于樱桃和桃中的残留浓度;2017年样品检出浓度普遍高于2016年样品检出浓度。通过相关性分析,∑TSPnEO（n=6-29）总浓度与啶虫脒（r=0.119,p<0.05）和多菌灵（r=-0.170,p<0.01）的残留浓度存在显着的相关性,表明TSPnEO（n=6-29）的残留可能与这些农药的使用有关。基于三种水果的监测数据进行的膳食风险评估,表明水果中∑TSPnEO（n=6-29）的膳食摄入风险（短期/急性风险、长期/慢性风险）可以接受。（3）通过TSPnEOs在黄瓜上的残留试验,发现黄瓜和土壤中不同聚合度TSPnEO（n=6-29）的消解半衰期分别为3.5-7.7d和4.3-6.9d。聚合度越接近平均聚合度（n=16）的单体,其检出浓度越高,消解速率越快。TSPnEOs使用次数,使用剂量和采收间隔期为主要影响因素。
张翠[3]（2019）在《海藻及其生物基材料对典型环境内分泌干扰物的去除作用与影响机制研究》文中研究表明环境内分泌干扰物（EDCs）是我国近岸海域检出频率较高的一类新型污染物。它们进入靶细胞后,可以与体内激素竞争结合受体,形成激素-受体复合物,干扰人类和动物的正常激素水平的维持,从而对机体的生长发育、神经系统和免疫系统等产生多方面影响。更重要的是,这些环境内分泌干扰物质的内分泌干扰效应甚至可以在极低的浓度下发生。人为输入、工业化发展和自然灾害输入的增加都在加剧EDCs对沿海环境的潜在威胁。本论文以“海藻及其生物基材料对典型环境内分泌干扰物的去除作用与影响机制研究”为研究方向,评估了全国海岸带地区水环境中环境内分泌干扰物的污染特征及生态健康风险,考察了极端条件下绿潮藻及重要潮间带藻类对典型环境内分泌干扰物的去除作用,明确了不同作用机制下藻类对典型环境内分泌的去除潜力;研究了典型环境内分泌干扰物在绿潮藻凋萎物上的吸附-解吸过程,同时考察了环境因素对选定环境内分泌干扰物吸附-解吸过程的影响;针对藻类生物质量大的特点开发了一系列藻类生物质材料,并将其应用于典型环境内分泌干扰物的污染控制。（1）环境内分泌干扰物污染已经成为海岸带区域亟待解决和关注的重要问题。通过区域采样调查,获得沿海海域多环芳烃类（PAHs）、酚类和类固醇类环境内分泌干扰物的浓度变化范围。约84%的采样点处于PAHs中等污染水平,31%的采样点对儿童表现出高致癌风险。雌激素活性分析发现,采样点中类固醇类EDCs雌激素当量范围为9-278 ng L-1,其值远高于欧盟的相关生态安全标准(1 ng L-1),对受纳水体中水生生物具有潜在的内分泌干扰效应。（2）典型绿潮藻对于目标污染物的去除可能是沿海水环境中典型环境内分泌干扰物去除的新驱动机制。研究体系中,绿潮藻对3种污染物的去除率为壬基酚（NP,97.4%）>双酚A（BPA,94.3%）>菲（Phe,92.0%）。目标污染物的去除是多种机制共同作用的结果,其降解机理的差异性主要与污染物自身的理化性质有关。对于Phe和NP的去除主要涉及藻类吸收、藻类吸附、微生物作用和非生物因素作用;对于BPA的去除主要涉及藻类吸收和微生物共同作用。现场观测实验中,绿潮爆发区域目标污染物浓度均要低于没有发生绿潮的邻近区域。（3）典型潮间带藻类孔石莼在海岸带区域BPA和NP污染修复方面具有一定的潜力,去除率NP（95.7%）>BPA（80.3%）。虽然孔石莼对两种污染物的去除能力低于绿潮藻,但作为重要的潮间带藻类,其在污染物去除方面所做出的贡献仍然具有重要意义。去除机制主要包括污染物非生物损失、藻类表面吸附作用、藻类吸收作用以及微生物作用。（4）光藻耦合和菌藻耦合机制是藻类去除内分干扰物的2种重要机制。在光藻耦合系统,光照可以使孔石莼对BPA的去除效率提升46%,且在光照反应体系观察到2种光解产物的形成。对于菌藻耦合系统,成功分离出藻类表面的附生菌。通过高通量测序进一步确认了混合菌的群落组成,主要由芽胞杆菌属Bacillus、微小杆菌属Exiguobacterium、虚构芽胞杆菌属Fictibacillus和短芽胞杆菌属Brevibacillus组成,其中以芽胞杆菌属Bacillus最为丰富。由于芽孢杆菌已被证实是环境内分泌干扰物的有效降解菌,因此进一步证实了菌藻共生系统降解环境内分泌干扰物中的菌藻协同作用。（5）海藻的凋亡可能为受PAHs污染的沿海环境提供一种新的自然修复途径。凋亡绿潮藻凋萎物对于萘（Naph）、菲（Phe）和苯并[a]芘（Ba P）均具有快速的吸附去除效率,去除能力为Naph<Phe<Ba P。脂质组分在浒苔凋萎物吸附污染物过程中具有重要作用。PAHs的吸附量与PAHs的初始浓度之间具有良好的线性关系（R2≥0.99）。3种PAHs缓慢的解吸动力学过程和极低的解吸率（<16%）表明PAHs被牢固地锁定在绿潮藻凋萎物中。（6）研发了两种能够实现海藻生物质高值利用的新技术。使用水热法分别制备获得氮含量为2.6%的浒苔基生物炭和具有磁性的硫修饰浒苔基炭铁复合材料,并对材料特性进行了表征。将制备的浒苔基生物炭材料（AC）应用于双酚A（BPA）的吸附去除发现,超过90%的BPA在4小时内被去除,且吸附过程遵循拟二级动力学模型。将改性获得的硫修饰浒苔基炭铁复合材料应用于四溴双酚A（TBBPA）的去除发现,24 h内TBBPA在S-n ZVI/AC复合处理中的去除率（84%）优于其在AC处理中的去除率（58%）,证实了使用硫化物改性藻基生物炭是提升TBBPA去除效率的有效方法。批实验中在S-n ZVI/AC系统中检测到4种TBBPA转化产物的生成,分别为三溴双酚A、二溴双酚A、单溴双酚A和双酚A,从而实现了TBBPA在材料表面通过化学还原作用的原位降解。循环实验结果表明,相较于藻基生物炭材料,硫修饰浒苔基炭铁复合材料表现出了更高的去除效率和高转化TBBPA性能,在环境内分泌干扰物污染控制方面具有广泛的应用前景。本论文的创新点如下:（1）研究了大型海藻（草）对于典型环境内分泌干扰物的去除作用,证实了大型海藻去除该类污染物的潜力,发现了海藻扩繁条件下近岸海域环境内分泌干扰物自净过程的新驱动机制,进而阐明了海岸带及近海岸带生态恢复工程对该类污染物原位强化去除机制。相关研究成果可为认识近岸海域该类污染物的净化过程和修复提供理论依据和技术支撑。（2）采用快速水热法炭化工艺和“一步合成法”制备了富氮藻基炭和还原硫赋存型生物炭铁复合材料,相关研究成果可为海藻生物质的高值化利用提供技术选择。
郝介秀[4]（2018）在《壬基酚聚氧乙烯醚水热多孔炭制备技术研究》文中认为壬基酚聚氧乙烯醚（Nonylphenol Polyethoxylates,NPEOs）属于非离子型表面活性剂,是常用的化工原料,使用过程中会产生大量废水,NPEOs进入水体中会分解产生壬基酚（NP）及短链的NPEOs,危害更大。目前,对于高浓度的NPEOs废水常采用蒸馏处理,但会产生浓度更高的约3%体积的蒸馏残液,难以用传统的方法处理,是环保领域的难点。水热炭化法（Hydrothermal carbonization,HTC）是以水为媒介的一种废弃生物质材料资源化技术,其在生物质材料炭化方面研究较多,但在化工废物方面应用较少。本研究以某工厂的实际NPEOs蒸馏废液为研究对象,拟采用HTC工艺进行处理,达到无害化、资源化的目的,并针对传统HTC工艺存在的问题,进行系统优化,实现降低设备投资、操作安全及运行节能环保的目标。主要研究内容包括以下四个方面:（1）应用传统的水热炭化工艺将NPEOs废液转化为炭材料。通过改变反应的条件,包括反应时间、温度、催化剂用量等,优化工艺参数,得到最佳水热炭化条件。结果表明,随着反应温度的降低,反应时间随之增加,当废液量为5m L,浓硫酸量为10m L,160℃下反应6h可得到炭产率为84.50%,比表面积为388.54m2/g的多孔炭,220℃下反应0.5h可得到炭产率为67.07%,比表面积为439.23m2/g的多孔炭。对得到的炭材料分别进行了SEM表征,其具有粗糙的表面,属于微孔结构。FTIR表征发现,多孔炭表面存在C-H、C=O和S=O等丰富的官能团,有作为吸附剂的潜力。并且发现上述多孔炭制备过程中的洗涤水的COD值分别为522mg/L和504mg/L,二次污染不严重。（2）传统水热炭化法具有操作压力大、反应器腐蚀严重、酸用量较大的问题,导致实际投资成本较高。为此,本研究探索了在常压条件下进行水热炭化的方法,考察了反应温度、时间、催化剂种类和用量、废液中污染物浓度、填充度等因素的影响。实验结果表明:在废液量为5m L,浓硫酸量为5m L,反应温度为150℃,反应时间为3.5h的条件下,可以成功地将废液转化为炭材料。为了实现无害化和资源化,将洗涤水中的酸成功地作为催化剂回用,同时洗涤水的COD值降低,大大减少了酸的排放量,解决了节能减排问题,然而炭材料的比表面积较小,难以做吸附材料。（3）为了得到多孔炭材料,对常压下的反应条件进行优化,当废液量/浓硫酸量=1/2,反应温度为150-220℃,反应时间为0.5h,分别得到了比表面积为72.32、136.93和132.73m2/g的多孔炭,并对其进行了SEM和FTIR表征。分别进行亚甲基蓝吸附实验,发现180℃时得到的多孔炭吸附量最大,可达495.51mg/g,比同等条件下市售活性炭吸附量高,可以作为吸附材料。（4）采用化学纯的NP10试剂进行机理探讨。结果表明:试剂NP10在160和180℃,0.5h,不同催化剂投加量条件下均可完全炭化。分别在0-53℃、54-107℃和108-160℃温度范围内,用乙酸乙酯作为吸收剂吸收蒸发出的气体,采用GC-MS对吸收的气体进行分析;为了系统评价,还对炭产品表面的气体成分进行分析。实验结果表明,在第一阶段内,气体成分主要是链状烷烃和少许苯系物,说明开始反应时NP10开始先水解为小分子有机物;第二阶段链状烷烃增多,出现链状烯烃,推测该过程中发生分子内脱水反应;第三阶段产生较多的环烷烃和苯系物,可能是通过环化和芳构化作用形成了芳族化合物;固体炭表面有醇、酯和酸类物质,可能是在温度较高时,气体停止挥发,这些物质停留在了固体表面,也可能是固体表面吸附了这些物质。
蔡小宇,姜锦林,单正军,卜元卿,续卫利[5]（2018）在《壬基酚聚氧乙烯醚对大型溞的急性和慢性毒性效应》文中进行了进一步梳理通过急性毒性实验和21 d慢性毒性实验,研究壬基酚聚氧乙烯醚（NP40EO）对大型溞（Daphnia magna）的致死性和生长繁殖指标的影响,建立毒物剂量-反应关系,并寻找其中的敏感生物学指标。急性毒性试验结果表明:NP40EO对大型溞的48 h半抑制浓度（EC50）为14.23 mg·L-1。慢性毒性试验结果表明,NP40EO对大型溞的平均蜕壳次数、首次产幼溞时间、平均产幼溞数量、平均产幼溞胎数和存活个体的平均体长都有显着影响。其中,0.445 mg·L-1暴露浓度可以显着减少大型溞的蜕壳次数、平均产幼溞数、平均产幼溞胎数和存活个体的平均体长。因此,综合考虑各项指标,NP40EO对大型溞21 d的最低观测效应浓度（LOEC）值为0.445 mg·L-1,无观测效应浓度（NOEC）值为0.11 mg·L-1。此外,还发现当NP40EO暴露浓度为1.78 mg·L-1时,大型溞的首次蜕壳时间和首次产幼溞时间受到显着影响。由此可见,NP40EO在一定程度上对大型溞的生长和繁殖具有抑制效应。
姜锦林,单正军,程燕,周军英,卜元卿[6]（2017）在《常用农药助剂类产品对水生生物效应研究进展》文中提出农药助剂是在农药制剂加工和使用中加入的除农药有效成分以外的其他辅助物质的总称。农药助剂在提高农药制剂药效、改善药剂性能、稳定制剂质量和降低活性成分危害等方面都起着相当重要的作用。几乎所有化学合成的农药原药都需添加农药助剂成为具有实际使用价值的农药制剂。农药助剂本身虽不具备对靶标生物的杀灭作用,但并不意味着其对环境或人体不具有危害性,部分现今仍在流通使用的农药助剂可导致健康危害,如致癌、致畸、致突变、危害神经系统,具有内分泌干扰作用等。截止目前,由于农药施用带来的农药助剂的危害问题很少引起研究人员关注,我国在农药助剂管理方面还是空白,亟需引起管理部门的重视并制订相关的防控法规。农药助剂种类繁多,我国习惯上将其分为非表面活性剂和表面活性剂两大类。本文总结了包括常用溶剂,非离子型、阳离子型和阴离子型表面活性剂在内的常用助剂对藻类、大型溞和鱼类等水生生物的急慢性毒性效应,并综述了烷基酚聚氧乙烯醚类助剂及其降解产物对水生生物的内分泌干扰效应。鉴于农药助剂对生态环境和人类的健康风险,本文还提出了我国农药助剂环境安全管理策略建议。
张鹏[7]（2017）在《农产品中三苯乙烯基苯酚聚氧乙烯醚类农药助剂残留及降解规律研究》文中指出农药助剂是农药制剂中除有效成分之外,人为添加到农药制剂产品中的辅助成分,在农药制剂中占比从百分之几到百分之九十几不等。中国是世界上农药生产和使用大国,农药助剂的用量大、范围广。已有研究表明,一些农药助剂的毒性比农药的毒性更大,可能危害人体健康,影响生态环境。三苯乙烯基苯酚聚氧乙烯醚（tristyrylphenol ethoxylates,TSPnEO）,作为非离子表面活性剂类农药助剂在农药制剂生产中广泛使用,目前是使用最多的非离子表面活性剂之一。近年来,由于其在农业领域中的广泛使用,其在农产品中的残留及毒性逐渐引起研究人员的关注。然而,有关三苯乙烯基苯酚聚氧乙烯醚的定量检测方法及降解行为等研究还未见报道。因此,本研究以三苯乙烯基苯酚聚氧乙烯醚类农药助剂为研究对象,建立了液相色谱-串联质谱的分析方法,并对其在油麦菜上的消解规律进行了研究,主要取得了如下研究进展:1、利用二极管阵列（PDA）检测器与质谱检测器串联,建立摩尔吸收系数定量校正的计算模型,确定了TSPnEO（n=5-27）的单个聚合度单体的质量分数。聚合度为5-27的TSPnEO单体质量分数分别为3.26%、0.51%、0.93%、1.56%、2.65%、3.54%、4.73%、5.96%、7.21%、8.12%、8.62%、8.79%、8.33%、7.72%、6.80%、5.86%、4.78%、3.73%、2.80%、1.97%、1.32%、0.64%和0.17%。2、建立了测定蔬菜和土壤样品中TSPnEO（n=5-18）的分散固相萃取-液相色谱-串联质谱（DSPE-LC-MS/MS）定量检测方法。蔬菜样品中ΣTSPnEO（n=5-18）添加浓度为200μg/kg、500μg/kg、1 mg/kg时,回收率在64.3-108.0%之内（除TSP12EO的回收率为42.9%）,相对标准偏差（RSD）在1.8%-19.0%之内,土壤中ΣTSPnEO添加浓度为1 mg/kg时,回收率在60.4-99.6%之内（除TSP5EO为51.3%,TSP10EO为141.4%）,相对标准偏差（RSD）在2.0-20.4%之内。仪器检出限在0.10-2.55μg/kg之间。3、通过油麦菜和土壤的盆栽消解试验和田间消解试验,获得了油麦菜和土壤中TSPnEO在两种环境下的的半衰期。盆栽试验中油麦菜中ΣTSPnEOs以及TSPnEO（n=5-18）14种聚合度的单体的半衰期在1.76-9.24 d之间;土壤中ΣTSPnEOs以及TSPnEO（n=5-18）14种聚合度的单体的半衰期在6.42-99.02 d之间。田间消解试验表明:油麦菜中ΣTSPnEOs以及TSPnEO（n=5-18）14种聚合度的单体的半衰期在2.45-9.63 d之间;土壤中ΣTSPnEOs以及TSPnEO（n=5-18）14种聚合度的单体的半衰期在6.24-69.31 d之间,与盆栽消解试验结果相近。
刁盼盼[8]（2017）在《酚类内分泌干扰物对珠江口水体和水产动物的污染及风险评价》文中研究说明内分泌干扰物（Endocrine disrupting chemicals）的污染问题已引起世界范围内的广泛关注。论文研究了珠江口四个入海口门（虎门、蕉门、磨刀门和崖门）水体（包括上覆水和底泥）和水产动物（包括鲻鱼、鳊鱼、对虾和河蚬）中壬基酚、辛基酚和双酚A的污染特征,分析了壬基酚和双酚A在上覆水、底泥和生物之间的转移情况,评估了酚类内分泌干扰物的潜在风险。结果表明:（1）壬基酚、辛基酚和双酚A在上覆水中的含量分别为233.04-3352.86 ng/L、1.20-3.99 ng/L和12.41-62.78 ng/L;在底泥中的含量分别为7.55-20.80ng/g dw、<0.17 ng/g dw和2.31-13.16 ng/g dw;在生物体内分别为17.48-237.12 ng/g dw、<0.11-0.61 ng/g dw和0.19-4.36 ng/g dw。壬基酚对珠江口上覆水、底泥和水生动物均造成明显污染。（2）壬基酚和双酚A在上覆水和底泥之间的分配系数（Kd）分别为41-1032.11L/kg和6.2-32.42 L/kg;上覆水中的壬基酚和双酚A依生物的富集因子（BCF）分别为10.88-338.31 L/kg和13.10-147.71 L/kg;底泥中的壬基酚和双酚A依生物的富集因子（BSAF）分别为1.63-30.19和0.02-1.88。壬基酚由水体到水生动物体内的转移和富集现象明显。（3）珠江口上覆水中壬基酚、辛基酚和双酚A三种污染物对水生生物的总风险商（RQ）为2.19-30.55,达到高风险水平;三种污染物在底泥中的总风险商为0.70-1.78,虎门和蕉门的总风险商值均大于1;珠江口四个口门的壬基酚、辛基酚和双酚A污染危害商（HQ）均小于1,尚未对人类水产食品安全与健康造成严重危害。
侯云[9]（2016）在《壬基酚在蛋白核小球藻和大型溞中的富集与传递》文中指出壬基酚（NP）为珠江口水环境中广泛存在的典型环境内分泌干扰物质,对水生生态系统有着重要的影响。在水生生态系统中,微藻作为第一营养级,对水体中的毒物极为敏感。浮游动物以微藻为食,是水生态系统中物质循环和能量流动的重要环节。为探究壬基酚在水生生物中的富集传递效应,选择蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）和大型溞（Daphnia magna）为研究对象,开展壬基酚对蛋白核小球藻和大型溞的毒性实验,及壬基酚在蛋白核小球藻和大型溞中的富集与传递实验。研究结果如下:（1）壬基酚对蛋白核小球藻的96 h-EC50为3.13 mg·L-1。壬基酚对蛋白小球藻的叶绿素a含量及藻密度有明显的剂量时间效应,96 h内,与对照组相比,藻密度下降了3.81%50.4%,蛋白核小球藻的叶绿素a含量下降8.5%23.6%,均表现出较强的抑制作用。壬基酚对大型溞的48 h-LC50为37.41μg·L-1,毒性较高。壬基酚能够降低大型溞的净增殖率和内禀增长率,缩短其世代周期和平均体长,随着壬基酚浓度的升高,其抑制效应逐渐增强。（2）蛋白核小球藻对壬基酚具有明显的富集效应,24 h内其生物富集系数（BCF）的变化范围为418.98429.12,藻细胞内的壬基酚富集量的变化范围为132.33μg·g-1826.38μg·g-1干重,随着暴露时间的延长,均呈现出先升高后降低的趋势。大型溞对壬基酚具有一定程度的富集效应,15 d内其体内壬基酚富集量的变化范围为4.05μg·g-129μg·g-1干重,水体壬基酚能够显着抑制大型溞的存活和摄食,投喂15 d后,大型溞存活率仅为3.33%,摄食率为1.9×103 cells·h-1·ind-1,随着投喂时间的延长,抑制效应逐渐增强。（3）壬基酚能够通过食物链从蛋白核小球藻传递到大型溞,经壬基酚暴露后的蛋白核小球藻作为饵料投喂大型溞,大型溞体内壬基酚富集量的变化范围为9.37μg·g-125.99μg·g-1干重,远小于经壬基酚暴露后的蛋白核小球藻藻细胞内的壬基酚富集量。壬基酚从蛋白核小球藻传递到大型溞的过程中未出现生物放大效应。经蛋白核小球藻传递的壬基酚能够显着抑制大型溞的存活和摄食,投喂15 d后,大型溞存活率仅为6.67%,摄食率为1.8×103cells·h-1·ind-1,随着投喂时间的延长,抑制效应逐渐增强。本研究为揭示壬基酚进入水环境生态系统的过程和危害,科学评估生态系统中壬基酚的长期生物学效应和生态风险提供了一定的依据。
宁小玉[10]（2016）在《辛基酚聚氧乙烯醚在纺织品上的吸附解吸附特性研究》文中研究表明辛基酚聚氧乙烯醚,简称OPEO,具有良好的表面润湿、分散、乳化以及增溶等作用,是包括纺织工业在内广泛使用的一种主要烷基酚聚氧乙烯醚（APEO）非离子表面活性剂。由于APEO在环境中的降解产物具有生态毒性、环境激素效应以及生物体内蓄积性,其安全性能问题也早已引起国际社会的广泛关注。自20世纪80年代开始,全球范围内各国就陆续对APEO的使用进行限制甚至禁用。目前,关于APEO的污染研究主要集中在环境科学等领域,并不断扩展到包括纺织品在内的日用消费品领域。而纺织品上APEO的研究较多集中于检测方法,对纺织品上APEO的吸附解吸附特性研究极为少见。本文采用静态吸附实验法,主要研究了OPEO在纺织品上的吸附行为,包括吸附等温线、吸附动力学和吸附热力学;探索了OPEO在纺织品上的解吸附行为;并对纺织品吸附解吸附OPEO的影响因素进行了研究分析。同时,根据纺织品吸附解吸附OPEO的性能及其影响因素,研究了纺织品中APEO的萃取新技术,开发了一种更加经济、环保且有效的样品前处理方法,为准确测定纺织品中APEO的含量提供技术支撑。研究结果表明:OPEO在纺织品上的吸附等温线均能较好的符合Langmuir-Freundlich吸附模型,针对五种织物进行吸附实验,其吸附OPEO的能力顺序为丝>棉>麻>涤纶>腈纶;采用丝织物研究了OPEO的吸附动力学,吸附过程可用准二阶动力学方程准确描述;吸附热力学研究表明,OPEO在纺织品上的吸附是一个吸热的过程。进一步研究了OPEO在丝织物上的解吸附特性发现,以水作解吸剂时的解吸率不超过22%。对吸附的影响因素研究发现:温度越高,OPEO在织物上的吸附量越大,且极限吸附量与温度线性相关;OPEO的聚合度越大,其在织物上吸附能力越小,且极限吸附量的对数值与聚合度具有一定程度的线性相关性;当壬基酚聚氧乙烯醚（NPEO）存在时,织物对OPEO的吸附量没有明显减少,在低浓度时,织物对NPEO的吸附量大于OPEO,而高浓度时,织物对NPEO的吸附量则小于OPEO,且织物对OPEO和NPEO的吸附等温线和动力学过程均可用Langmuir-Freundlich吸附模型和准二阶动力学方程描述。解吸附实验影响因素表明,在水中添加一定比例的乙醇可大大促进OPEO的解吸率,70%左右的乙醇水溶液可使解吸率最高,达90%以上。对纺织品中的APEO的萃取方法研究得出优化工艺为:70%的乙醇水溶液在室温下振荡萃取纺织品中的APEO。
二、壬基酚聚氧乙烯醚及其降解产物对水生生物的毒理效应（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、壬基酚聚氧乙烯醚及其降解产物对水生生物的毒理效应（论文提纲范文）
（1）三苯乙烯基苯酚聚氧乙烯醚在典型果蔬中的分布特征及毒性作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 农产品中TSPEOs的分布特征 |
| 1.1.1 分析方法 |
| 1.1.2 残留水平 |
| 1.1.3 迁移转化行为 |
| 1.2 TSPEOs的毒性特征 |
| 1.3 本文主要研究内容及研究思路 |
| 第二章 果品中TSPEOs的浓度分布及风险评估研究 |
| 2.1 概述 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 实验材料 |
| 2.2.3 前处理方法 |
| 2.2.4 仪器分析方法 |
| 2.2.5 健康风险分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 方法学验证 |
| 2.3.2 浓度水平 |
| 2.3.3 TSPEOs与农药残留水平之间的相关性分析 |
| 2.3.4 健康风险评估 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 油麦菜不同种植模式下TSPEOs的降解规律研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 盆栽实验 |
| 3.2.2 田间试验 |
| 3.2.3 前处理方法 |
| 3.2.4 仪器分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 方法学验证 |
| 3.3.2 降解行为 |
| 3.3.3 分布特征 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 TSPEOs对小鼠的亚慢性毒性效应研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 暴露实验 |
| 4.2.2 测定指标及方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 TSPEOs对小鼠体重和脏器系数的影响 |
| 4.3.2 TSPEOs对小鼠脏器系数的影响 |
| 4.3.3 TSPEOs对小鼠血清生化指标的影响 |
| 4.3.4 TSPEOs对小鼠肝、肾组织生化指标的影响 |
| 4.3.5 TSPEOs对小鼠组织形态学的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 基于代谢组学的TSPEOs对斑马鱼胚胎毒性研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验仪器 |
| 5.2.2 急性毒性实验 |
| 5.2.3 胚胎毒性实验 |
| 5.2.4 样品前处理 |
| 5.2.5 仪器分析方法 |
| 5.2.6 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 急性毒性试验结果 |
| 5.3.2 方法学评价 |
| 5.3.3 代谢轮廓模式分析 |
| 5.3.4 潜在生物标记物的鉴定 |
| 5.3.5 代谢通路分析 |
| 5.3.6 生物标志物分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 主要结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（2）果蔬中农药助剂（TSPnEOs）的残留分析及风险评估研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 文献综述 |
| 1.1 农药助剂 |
| 1.1.1 农药助剂的定义 |
| 1.1.2 农药助剂的种类 |
| 1.1.3 农药助剂的使用情况 |
| 1.1.4 农药助剂的毒性 |
| 1.1.5 农药助剂的管理现状 |
| 1.2 TSPnEOs的基本情况及其危害 |
| 1.2.1 基本情况 |
| 1.2.2 危害 |
| 1.3 检测技术 |
| 1.3.1 前处理技术 |
| 1.3.2 仪器方法 |
| 2 引言 |
| 2.1 研究的目的及意义 |
| 2.2 主要研究内容 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 试验材料、试剂与仪器 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验试剂 |
| 3.1.3 试验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 桃、樱桃和猕猴桃前处理方法 |
| 3.2.2 田间试验 |
| 3.3 仪器条件 |
| 3.3.1 液相条件 |
| 3.3.2 质谱条件 |
| 3.4 数据分析 |
| 3.5 计算公式 |
| 3.5.1 消解方程 |
| 3.5.2 膳食风险评估方法 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 技术级TSPnEOs混合物中各单体的浓度 |
| 4.2 液相色谱-质谱条件的优化 |
| 4.2.1 质谱条件的优化 |
| 4.2.2 液相色谱条件的优化 |
| 4.3 GPC条件优化 |
| 4.4 方法性能指标 |
| 4.4.1 基质效应 |
| 4.4.2 线性关系、检出限和定量限 |
| 4.4.3 方法准确度和精密度 |
| 4.5 果品中TSPnEO(n=6-29)的检出率与浓度 |
| 4.6 三种果品的残留特征 |
| 4.7 潜在来源分析 |
| 4.8 膳食风险评估 |
| 4.9 田间残留试验 |
| 4.9.1 消解动态 |
| 4.9.2 原始沉积量 |
| 4.9.3 残留浓度 |
| 4.10 监控措施及建议 |
| 5 讨论 |
| 6 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录A 理论计算方法 |
| 附录B 农药的检出率与检出浓度 |
| 作者简介 |
（3）海藻及其生物基材料对典型环境内分泌干扰物的去除作用与影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 环境内分泌干扰物概述 |
| 1.1.1 环境内分泌干扰物定义 |
| 1.1.2 环境内分泌干扰物来源和分类 |
| 1.1.3 环境内分泌干扰物危害 |
| 1.1.4 环境内分泌干扰物的迁移转化 |
| 1.2 藻类去除环境内分泌干扰物的研究 |
| 1.2.1 藻类对环境内分泌干扰物的去除潜力 |
| 1.2.2 藻类对环境内分泌干扰物去除效率的影响因素 |
| 1.2.3 藻类对于环境内分泌干扰物去除的作用机制 |
| 1.3 藻类生物质材料开发利用 |
| 1.4 科学问题与意义、研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 科学问题与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 我国近岸海域典型环境内分泌干扰物污染特征和风险评价 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 研究区概况 |
| 2.3 样品采集 |
| 2.4 样品处理及分析 |
| 2.4.1 主要试剂及器材 |
| 2.4.2 溶液配制 |
| 2.4.3 海水样品中酚类和类固醇类环境内分泌干扰物的富集及检测 |
| 2.4.4 海水样品中多环芳烃的富集及检测 |
| 2.4.5 质量控制 |
| 2.4.6 多环芳烃源解析方法 |
| 2.4.7 多环芳烃风险评估方法 |
| 2.4.8 酚类和类固醇类环境内分泌干扰物风险评估方法 |
| 2.4.9 数据分析 |
| 2.5 我国近岸海域表层水中酚类和类固醇类环境内分泌干扰物的污染特征及风险评估 |
| 2.5.1 我国近岸海域表层水中酚类和类固醇类环境内分泌干扰物的浓度 |
| 2.5.2 我国近岸海域表层水中酚类和类固醇类环境内分泌干扰物的风险评估 |
| 2.6 我国近岸海域表层水中多环芳烃的污染特征及风险评估 |
| 2.6.1 我国近岸海域表层水中多环芳烃的浓度 |
| 2.6.2 我国近岸海域表层水中多环芳烃的源解析分析 |
| 2.6.3 我国近岸海域表层水中多环芳烃风险评估 |
| 2.7 小结 |
| 第3章 绿潮爆发条件下海藻对典型环境内分泌干扰物的去除 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要试剂及仪器 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 样品分析方法 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 绿潮藻对菲的去除潜力 |
| 3.3.2 不同因素对于浒苔去除菲的影响 |
| 3.3.3 绿潮藻对壬基酚的去除潜力 |
| 3.3.4 不同因素对于浒苔去除壬基酚的影响 |
| 3.3.5 绿潮藻对双酚A的去除潜力 |
| 3.3.6 不同因素对于浒苔去除双酚A的影响 |
| 3.3.7 现场观测实验 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 典型潮间带藻类对典型环境内分泌干扰物的去除 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 主要试剂及仪器 |
| 4.2.2 实验设计 |
| 4.2.3 样品分析方法 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 孔石莼对典型环境内分泌干扰物的去除潜力 |
| 4.3.2 环境因素对于孔石莼去除环境内分泌干扰物的影响 |
| 4.3.3 污染物初始浓度对孔石莼去除污染物的影响 |
| 4.3.4 不同藻类对壬基酚和双酚A去除效率的比较 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 海藻去除典型环境内分泌干扰物的重要调控机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 主要试剂及仪器 |
| 5.2.2 实验设计 |
| 5.2.3 样品分析方法 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 光藻耦合机制 |
| 5.3.1 光照耦合下藻类对双酚A的去除 |
| 5.3.2 海藻生物量对孔石莼引发双酚A光降解的影响 |
| 5.3.3 Fe~(3+)对孔石莼引发双酚A光降解的影响 |
| 5.3.4 腐植酸对孔石莼引发双酚A光降解的影响 |
| 5.4 菌藻共生机制 |
| 5.4.1 藻类附生菌去除双酚A的效率 |
| 5.4.2 藻类附生菌表征 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 海藻凋萎物对典型环境内分泌干扰物的吸附固持 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 主要试剂及仪器 |
| 6.2.2 实验设计 |
| 6.2.3 样品测定方法 |
| 6.2.4 原位观测 |
| 6.2.5 数据分析 |
| 6.2.6 数据处理 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 浒苔凋萎物对多环芳烃的吸附去除过程 |
| 6.3.2 浒苔凋萎物对多环芳烃的吸附去除动力学过程 |
| 6.3.3 浒苔凋萎物组分对去除的影响 |
| 6.3.4 浒苔凋萎物生物量影响 |
| 6.3.5 环境因素对去除的影响 |
| 6.3.6 污染物初始浓度对去除的影响 |
| 6.3.7 吸附等温过程 |
| 6.3.8 解吸过程 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 海藻基生物炭材料对典型环境内分泌干扰物的去除研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 主要试剂及仪器 |
| 7.2.2 材料制备 |
| 7.2.3 表征及分析方法 |
| 7.2.4 实验设计 |
| 7.2.5 数据分析 |
| 7.2.6 数据处理 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 浒苔基生物炭表征 |
| 7.3.2 浒苔基生物炭对双酚A的去除动力学 |
| 7.3.3 其他因素对浒苔基碳去除双酚A的影响 |
| 7.3.4 浒苔基生物炭对双酚A的吸附热力学 |
| 7.3.5 硫修饰浒苔基生物炭铁复合材料表征 |
| 7.3.6 硫修饰浒苔基生物炭铁复合材料对四溴双酚A的去除动力学 |
| 7.3.7 TBBPA降解产物分析 |
| 7.3.8 其他因素对硫修饰浒苔基炭铁复合材料去除四溴双酚A的影响 |
| 7.3.9 材料循环使用性能 |
| 7.4 小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新性 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（4）壬基酚聚氧乙烯醚水热多孔炭制备技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 符号和缩略词说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 壬基酚聚氧乙烯醚废液的概况 |
| 1.2.1 壬基酚聚氧乙烯醚废液的来源及危害 |
| 1.2.2 壬基酚聚氧乙烯醚(NPEOs)处理技术研究 |
| 1.3 水热炭化工艺的概况 |
| 1.3.1 水热炭化法的概念和历史 |
| 1.3.2 水热炭化法的影响因素 |
| 1.3.3 水热炭化法的机理 |
| 1.3.4 水热炭的应用 |
| 1.4 选题的目的意义、研究内容及创新点 |
| 1.4.1 目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 废液来源及其特点 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方案 |
| 2.4 分析方法 |
| 第三章 自压下的水热炭化研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 温度固定时的废液炭化结果的研究 |
| 3.2.2 改变温度时的废液炭化结果的研究 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 温度固定时的废液炭化结果的研究 |
| 3.3.2 改变温度时的废液炭化结果的研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 常压下的水热炭化研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 反应温度对常压炭化效果的影响 |
| 4.3.2 催化剂投加量对常压炭化效果的影响 |
| 4.3.3 反应时间对常压炭化效果的影响 |
| 4.3.4 废液中污染物浓度对常压炭化效果的影响 |
| 4.3.5 洗涤水的回用研究 |
| 4.3.6 气体污染问题分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 常压下的多孔炭制备研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 反应温度对多孔炭形成的影响 |
| 5.3.2 催化剂投加量对多孔炭形成的影响 |
| 5.3.3 反应时间对多孔炭形成的影响 |
| 5.3.4 废液中污染物浓度对多孔炭形成的影响 |
| 5.3.5 填充度对多孔炭形成的影响 |
| 5.3.6 亚甲基蓝吸附实验 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 常压下的水热炭化机理研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 反应产物表面性能的变化研究 |
| 6.3.2 有机成分的变化研究 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 总结与展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文及取得的相关科研成果 |
| 致谢 |
（5）壬基酚聚氧乙烯醚对大型溞的急性和慢性毒性效应（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验生物 |
| 1.2 供试药剂 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.3.1 急性毒性试验 |
| 1.3.2 慢性毒性试验 |
| 1.4 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 NP40EO对大型溞的急性毒性 |
| 2.2 NP40EO对大型溞的慢性毒性 |
| 2.2.1 NP40EO暴露对大型溞首次蜕壳时间的影响 |
| 2.2.2 NP40EO暴露对大型溞蜕壳次数的影响 |
| 2.2.3 NP40EO暴露对大型溞首次产幼溞时间的影响 |
| 2.2.4 NP40EO暴露对大型溞存活个体产幼溞数的影响 |
| 2.2.5 NP40EO暴露对大型溞存活个体产幼溞胎数的影响 |
| 2.2.6 NP40EO暴露对大型溞存活个体平均体长的影响 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（6）常用农药助剂类产品对水生生物效应研究进展（论文提纲范文）
| 1 农药助剂概念及其分类 (Concept and classifica-tion of pesticide adjuvants) |
| 1.1 农药助剂概念 |
| 1.2 农药助剂的类型与作用 |
| 2 常用农药助剂对水生生物的急慢性毒性效应 (Acute and chronic toxicity effects of common pesticide adjuvants on aquatic organisms) |
| 2.1 溶剂类助剂对水生生物的毒性效应 |
| 2.1.1 常用溶剂对水生生物的急性毒性 |
| 2.1.2 常用溶剂对水生生物的慢性毒性 |
| 2.2 表面活性剂对水生生物的毒性效应 |
| 2.2.1 常见阳离子型表面活性剂对水生生物的毒性效应 |
| 2.2.2 常见阴离子型表面活性剂对水生生物的急性毒性 |
| 2.2.3 非离子型表面活性剂对水生生物的毒性 |
| 3烷基酚聚氧乙烯醚对水生生物的内分泌干扰效应 (Endocrine disruption effects of alkyl phenol polyoxyethylene ether on aquatic organisms) |
| 4我国农药助剂环境安全管理策略建议 (Sugges-tions on environmental safety management of pesticide adjuvants in China) |
（7）农产品中三苯乙烯基苯酚聚氧乙烯醚类农药助剂残留及降解规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 英文缩略表 |
| 第一章 引言 |
| 1.1 农药助剂概述 |
| 1.2 表面活性剂类农药助剂的使用情况 |
| 1.2.1 概述 |
| 1.2.2 三苯乙烯基苯酚聚氧乙烯醚类农药助剂的使用情况 |
| 1.3 表面活性剂类农药助剂的危害 |
| 1.3.1 对水生生物的影响 |
| 1.3.2 对微生物的影响 |
| 1.3.3 对陆生生物的影响 |
| 1.3.4 对农作物的危害 |
| 1.4 农药助剂的管理 |
| 1.4.1 美国农药助剂管理 |
| 1.4.2 加拿大农药助剂管理 |
| 1.4.3 欧盟农药助剂管理 |
| 1.4.4 我国农药助剂管理 |
| 1.5 表面活性剂类农药助剂检测技术 |
| 1.5.1 聚氧乙烯醚类表面活性剂的检测技术 |
| 1.5.2 三苯乙烯基苯酚聚氧乙烯醚检测技术 |
| 1.6 研究意义和主要内容 |
| 第二章 液相色谱-串联质谱检测方法的建立 |
| 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 仪器条件 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 质谱条件的优化 |
| 2.3.2 液相条件的优化 |
| 2.3.3 摩尔吸收系数法定量校正 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 蔬菜和土壤中TSPnEO（n=5-18）检测方法的建立 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 样品前处理 |
| 3.2.4 仪器条件 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 前处理条件的优化 |
| 3.3.2 方法的回收率与精密度 |
| 3.3.3 方法的线性范围与检出限 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 盆栽试验中TSPnEO（n=5-18）在油麦菜和土壤中的消解动态 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 盆栽试验 |
| 4.2.1 材料与试剂 |
| 4.2.2 油麦菜育苗 |
| 4.2.3 盆栽试验方法 |
| 4.2.4 样品采集与保存 |
| 4.3 检测方法 |
| 4.3.1 仪器与试剂 |
| 4.3.2 样品前处理 |
| 4.3.3 仪器条件 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 盆栽试验油麦菜消解动态 |
| 4.4.2 盆栽试验土壤消解动态 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 田间试验中TSPnEO（n=5-18）在油麦菜和土壤中的消解动态 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 田间试验 |
| 5.2.1 供试药物 |
| 5.2.2 田间试验设计 |
| 5.3 检测方法 |
| 5.3.1 仪器与试剂 |
| 5.3.2 样品前处理 |
| 5.3.3 仪器条件 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 田间试验油麦菜消解动态 |
| 5.4.2 田间试验土壤消解动态 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（8）酚类内分泌干扰物对珠江口水体和水产动物的污染及风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 内分泌干扰物 |
| 1.2 酚类内分泌干扰物概述 |
| 1.2.1 理化性质 |
| 1.2.2 来源及用途 |
| 1.2.3 危害 |
| 1.3 酚类内分泌干扰物在环境中的分布 |
| 1.3.1 酚类内分泌干扰物在空气中的分布 |
| 1.3.2 酚类内分泌干扰物在上覆水中的分布 |
| 1.3.3 酚类内分泌干扰物在底泥中的分布 |
| 1.3.4 酚类内分泌干扰物在生物中的分布 |
| 1.3.5 酚类内分泌干扰物在水体中的转移 |
| 1.4 酚类内分泌干扰物的生态风险评价现状 |
| 1.4.1 生态风险评价 |
| 1.4.2 酚类内分泌干扰物的生态风险评价 |
| 1.5 研究内容、目的和意义 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究目的和意义 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 2 研究材料与方法 |
| 2.1 实验仪器及材料 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂及材料 |
| 2.2 研究区域及其自然环境概况 |
| 2.3 样品类型及其采集 |
| 2.3.1 样品类型 |
| 2.3.2 样品采集 |
| 2.4 样品的处理及分析 |
| 2.4.1 水样品的处理 |
| 2.4.2 底泥样品的处理 |
| 2.4.3 生物样品的处理 |
| 2.4.4 HPLC-MS/MS分析 |
| 2.4.5 质量控制和质量保证（QA/QC） |
| 2.5 转移 |
| 2.6 风险评价 |
| 2.7 数据处理与分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 珠江口壬基酚、辛基酚和双酚A的污染特征 |
| 3.1.1 上覆水中壬基酚、辛基酚和双酚A的分布 |
| 3.1.2 底泥中壬基酚、辛基酚和双酚A的分布 |
| 3.1.3 水产动物中壬基酚、辛基酚和双酚A的分布 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 珠江口壬基酚和双酚A在水体中的转移 |
| 3.2.1 壬基酚和双酚A在上覆水和底泥之间的分配状况 |
| 3.2.2 上覆水中壬基酚和双酚A在生物体内的富集状况 |
| 3.2.3 底泥中壬基酚和双酚A在生物体内的富集状况 |
| 3.2.4 小结 |
| 3.3 珠江口壬基酚、辛基酚和双酚A的风险评价 |
| 3.3.1 珠江口壬基酚、辛基酚和双酚A对水生生物的潜在风险 |
| 3.3.2 珠江口壬基酚、辛基酚和双酚A对水生生物的潜在生物效应 |
| 3.3.3 珠江口壬基酚、辛基酚和双酚A对人类健康的潜在风险 |
| 3.3.4 珠江口壬基酚、辛基酚和双酚A对人类健康的潜在的生物效应 |
| 3.3.5 小结 |
| 4 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 在校期间参加的科研项目、会议和发表的论文 |
| 致谢 |
（9）壬基酚在蛋白核小球藻和大型溞中的富集与传递（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1. 绪论 |
| 1.1 环境激素综述 |
| 1.2 环境激素壬基酚聚氧乙烯醚和壬基酚 |
| 1.3 壬基酚对水生生物体的干扰效应 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 1.5 技术路线 |
| 1.6 研究内容 |
| 2. 壬基酚对微藻的毒性效应研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 结论 |
| 3. 壬基酚对大型溞的毒性效应研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 结论 |
| 4. 壬基酚在蛋白核小球藻中的富集效应研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 结论 |
| 5. 壬基酚在蛋白核小球藻和大型溞中的富集传递研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 结论 |
| 6. 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 学术成果和学术会议 |
| 致谢 |
（10）辛基酚聚氧乙烯醚在纺织品上的吸附解吸附特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 烷基酚聚氧乙烯醚简介 |
| 1.2.1 烷基酚聚氧乙烯醚的基本性质 |
| 1.2.2 烷基酚聚氧乙烯醚的用途 |
| 1.2.3 烷基酚聚氧乙烯醚的毒理性 |
| 1.2.4 纺织品中烷基酚聚氧乙烯醚的限用 |
| 1.3 纺织品简介及其污染现状 |
| 1.3.1 纺织品的基本组成 |
| 1.3.2 纺织品的加工工艺 |
| 1.3.3 纺织品的污染现状 |
| 1.4 纺织品的污染方式及吸附机理 |
| 1.4.1 纺织品的污染方式 |
| 1.4.2 吸附机理 |
| 1.5 纺织品中烷基酚聚氧乙烯醚污染研究现状 |
| 1.6 论文的研究意义与内容 |
| 1.6.1 论文研究意义 |
| 1.6.2 论文研究内容 |
| 第二章 实验原料与方法 |
| 2.1 实验材料、试剂及设备 |
| 2.1.1 纺织品 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器和设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 储备液的配制 |
| 2.2.2 织物的预处理 |
| 2.2.3 吸附等温线实验 |
| 2.2.4 吸附动力学实验 |
| 2.2.5 解吸附实验部分 |
| 2.2.6 萃取实验部分 |
| 2.3 检测方法 |
| 第三章 辛基酚聚氧乙烯醚在纺织品上的吸附解吸附特性 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 辛基酚聚氧乙烯醚在纺织品上的吸附特性 |
| 3.2.1 辛基酚聚氧乙烯醚在纺织品上的吸附等温线 |
| 3.2.2 辛基酚聚氧乙烯醚在纺织品上的吸附动力学 |
| 3.2.3 辛基酚聚氧乙烯醚在纺织品上的吸附热力学 |
| 3.3 辛基酚聚氧乙烯醚在纺织品上的解吸附特性 |
| 3.3.1 辛基酚聚氧乙烯醚在纺织品上的解吸动力学曲线 |
| 3.3.2 辛基酚聚氧乙烯醚在纺织品上的解吸动力学模型分析 |
| 3.4 本章小节 |
| 第四章 纺织品吸附辛基酚聚氧乙烯醚的影响因素 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 吸附的影响因素 |
| 4.2.1 温度对吸附的影响 |
| 4.2.2 聚合度对吸附的影响 |
| 4.2.3 引入第二组分烷基酚聚氧乙烯醚对吸附的影响 |
| 4.3 解吸附影响因素 |
| 4.3.1 解吸次数对解吸附的影响 |
| 4.3.2 第二组分烷基酚聚氧乙烯醚对解吸附影响 |
| 4.3.3 乙醇对解吸附的影响 |
| 4.3.4 乙醇对辛基酚聚氧乙烯醚和壬基酚聚氧乙烯醚解吸附的影响 |
| 4.3.5 温度对解吸附的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 纺织品中烷基酚聚氧乙烯醚萃取方法优化 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 不同溶剂萃取效果 |
| 5.2.2 乙醇水溶液的选择 |
| 5.2.3 萃取时间 |
| 5.2.4 萃取温度 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 研究结论、创新点及展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的成果 |
| 致谢 |
四、壬基酚聚氧乙烯醚及其降解产物对水生生物的毒理效应（论文参考文献）
- [1]三苯乙烯基苯酚聚氧乙烯醚在典型果蔬中的分布特征及毒性作用研究[D]. 李春梅. 中国农业科学院, 2020
- [2]果蔬中农药助剂（TSPnEOs）的残留分析及风险评估研究[D]. 周杰. 安徽农业大学, 2019(05)
- [3]海藻及其生物基材料对典型环境内分泌干扰物的去除作用与影响机制研究[D]. 张翠. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2019(01)
- [4]壬基酚聚氧乙烯醚水热多孔炭制备技术研究[D]. 郝介秀. 上海工程技术大学, 2018(06)
- [5]壬基酚聚氧乙烯醚对大型溞的急性和慢性毒性效应[J]. 蔡小宇,姜锦林,单正军,卜元卿,续卫利. 生态与农村环境学报, 2018(01)
- [6]常用农药助剂类产品对水生生物效应研究进展[J]. 姜锦林,单正军,程燕,周军英,卜元卿. 生态毒理学报, 2017(04)
- [7]农产品中三苯乙烯基苯酚聚氧乙烯醚类农药助剂残留及降解规律研究[D]. 张鹏. 中国农业科学院, 2017(05)
- [8]酚类内分泌干扰物对珠江口水体和水产动物的污染及风险评价[D]. 刁盼盼. 暨南大学, 2017(04)
- [9]壬基酚在蛋白核小球藻和大型溞中的富集与传递[D]. 侯云. 暨南大学, 2016(02)
- [10]辛基酚聚氧乙烯醚在纺织品上的吸附解吸附特性研究[D]. 宁小玉. 浙江理工大学, 2016(07)
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