一、环境激素的危害及研究进展简述（论文文献综述）
王壮[1]（2021）在《丙环唑和苯醚甲环唑在禾花鲤体内的富集与激素干扰效应的研究》文中研究表明三唑类杀菌剂属于全球杀菌剂类别中品种最多的一个大类,是近几年来最常用的农药之一。自20世纪70年代开始进入农药市场,随后戊唑醇、烯唑醇、腈菌唑、苯醚甲环唑、丙环唑等诸多三唑类杀菌剂也都陆续应用于农业生产中。由于三唑类杀菌剂在农业生产上被广泛使用,其在自然环境中的残留量逐年增加,从而给环境生物带来的潜在毒性风险同步升高。其中,三唑类杀菌剂在水环境中的毒性风险受到越来越多的关注,然而目前这方面的研究十分有限。本论文以丙环唑和苯醚甲环唑作为研究对象,以禾花鲤为试验生物,分别从田间残留、急性毒性、生物富集、氧化应激反应和甲状腺激素调控等多方面系统研究了丙环唑及苯醚甲环唑的环境风险及对禾花鲤的毒性效应。为进一步系统评估三唑类杀菌剂在水体环境中的潜在毒性风险提供了理论指导。主要研究结果如下:（1）为获得农业生产中由于丙环唑及苯醚甲环唑的使用而造成的农田生态系统水体环境中的残留风险数据,先依据其标签信息进行了良好农业生产规范GAP下的稻田田间残留试验。实验共设计了五个小区和一个池塘,按其推荐剂量进行田间施药,试验期30天内进行了7次采样检测水体中丙环唑及苯醚甲环唑残留浓度及动态变化规律,评价田间施用后的水体残留风险。试验结果表明,水体中丙环唑的田间浓度为0.09μg/L-12.11μg/L;苯醚甲环唑浓度为0.01μg/L-6.86μg/L。（2）采用半静态试验法研究了丙环唑和苯醚甲环唑对禾花鲤成鱼的急性毒性,结果表明丙环唑及苯醚甲环唑对禾花鲤96h-LC50值分别为11.3 mg/L、31.2 mg/L,表明对禾花鲤的毒性均为低毒,但丙环唑的毒性高于苯醚甲环唑。（3）成功开发了禾花鲤体内五种组织（肉、鳃、肝、肠、肾）的LC-MS/MS痕量检测方法,并研究了丙环唑和苯醚甲环唑在五种组织中的富集行为。研究结果表明丙环唑在禾花鲤体内的生物富集系数为0.66～27.08,苯醚甲环唑在禾花鲤体内的生物富集系数为2.43～22.72,均属于中等富集型农药,生物富集系数随染毒浓度的增加而减小。（4）通过设定高低2个浓度处理组考察了丙环唑和苯醚甲环唑对鱼体内的氧化物歧化酶（SOD）、过氧化物酶（POD）、过氧化氢酶（CAT）的活性试验,研究两种环境激素对鱼体氧化应激反应的影响,其中内脏组织三种抗氧化酶活性变化最为显着,0.113 mg/L丙环唑144 h处理组中SOD活性相比对照组降低28.2%、POD活性相比对照组降低30.2%、CAT活性相比对照组下降7.0%;1.13 mg/L丙环唑144 h处理组中SOD活性相比对照组降低56.9%、POD活性相比对照组降低54.9%、CAT活性相比对照组下降29.2%;0.312 mg/L苯醚甲环唑144 h处理组中SOD活性相比对照组下降18.8%、POD活性相比对照组下降37.2%、CAT活性相比对照组升高6.2%;3.12 mg/L苯醚甲环唑144h处理组中SOD活性相比对照组下降48.9%、POD活性相比对照组下降43.5%、CAT活性相比对照组下降14.8%;结果表明两种杀菌剂均会导致禾花鲤的三个组织（肉、内脏、鳃）产生氧化应激反应且三种抗氧化酶活性变化随着两种杀菌剂暴露时间的延长呈明显的剂量-效应关系,丙环唑与苯醚甲环唑对SOD、POD产生显着抑制作用,丙环唑和苯醚甲环唑对禾花鲤体内鱼鳃组织CAT活性有显着诱导作用。（5）用1.13 mg/L的丙环唑以及3.12 mg/L苯醚甲环唑胁迫禾花鲤的三个组织部分肉、内脏、鳃)后,丙环唑处理组甲状腺原氨酸（T3）含量与对照组相比分别提升了229.3%、219.9%、167.0%;苯醚甲环唑处理组T3含量与对照组相比分别提升了488.1%、408.1%、395.2%;二元混合处理组T3含量与对照组相比分别提升了652.0%、490.8%、106.2%;丙环唑处理组甲状腺素（T4）含量与对照组相比,鱼肉组织下降7.2%、内脏和鱼鳃组织无显着变化;苯醚甲环唑处理组T4含量与对照组相比分别下降了13.0%、20.7%、18.9%;二元混合处理组T4含量与对照组相比,鱼肉组织下降39%,内脏和鱼鳃组织无显着变化;结果表明两种杀菌剂在禾花鲤体内均存在明显的激素效应,苯醚甲环唑相较丙环唑而言,对T3、T4含量的影响更为显着,且所监测的三种组织中,鱼肉组织相比于其他组织,甲状腺激素含量变化更为显着,且联合暴露条件下T3、T4含量的变化相对于单一农药处理组更为明显,禾花鲤体内鱼肉组织的T3含量随着时间变化明显升高,而T4的含量则是随着时间的变化显着下降,T3的上升趋势相较于T4的下降趋势更为明显。上述研究结果表明丙环唑和苯醚甲环唑均能在禾花鲤体内产生富集作用,并且能对禾花鲤产生不同程度的毒性效应,此研究将为阐明丙环唑和苯醚甲环唑对水生态系统的潜在风险性奠定研究基础,为系统评估两种杀菌剂的水生生物环境安全性提供重要的理论依据。
肖芳[2]（2020）在《贵阳城市污水处理厂微量有机污染物去除效果及风险评价》文中研究说明微量有机污染物具有低浓度、有毒有害、难降解的特征,在污水处理系统中难以去除进而对水环境和人体健康产生影响备受关注。城市污水处理厂尾水作为水环境中微量有机污染物的重要输入源,随着水环境中微量有机污染物的频繁检出,微量有机污染物的源头减排及污水处理厂的高效去除成为环境科学与工程领域的研究热点。本研究选择贵阳4座城市污水处理厂作为研究对象,探究污水中10种抗生素和6种邻苯二甲酸酯（PAEs）、2种烷基酚（APs）以及2种双酚A共计20种微量有机污染物在污水处理系统中的分布特征、去除特征及对受纳水体的风险评估。研究结果可为在掌握污水处理厂对微量有机污染物的去除规律基础上探索如何高效去除微量有机污染物的措施提供支撑,也为我国水环境中微量有机污染物的标准制定提供重要参考。贵阳市4座污水处理厂进水中抗生素总浓度平均值为652.16±80.11ng/L,氧氟沙星是检出浓度最高的抗生素。4座污水处理厂对抗生素平均去除率为61.64±22.20%。4座污水处理厂抗生素去除率表现为一级处理（物理沉淀）<二级处理（生化处理阶段）<三级处理（絮凝沉淀+消毒）。贵阳市4座污水处理厂对EDCs总去除率达到57.71%以上。EDCs的平均去除率表现为一级处理（物理沉淀）<三级处理（絮凝沉淀+消毒）<二级处理（生化处理阶段）。抗生素和EDCs的去除率表现为冬季高于夏季。W1厂、W3厂以及W4厂的生物降解对总体抗生素去除效果较差,W2中总体抗生素以生物降解为主要去除途径,污泥吸附为次要去除途径。W1生物降解对EDCs的去除效果较差。W2和W4中EDCs以污泥吸附为主要去除途径,以生物降解为次要去除途径。W3中EDCs污泥吸附和生物降解去除比例相近。抗生素中土霉素对受纳水体水生生物有中等风险,氧氟沙星对受纳水体有高风险。纳污河流中对受纳水体水生生物具有高风险EDCs种类为辛基酚。
王孟龙[3]（2020）在《基于分子印迹电化学传感检测水体痕量环境激素的研究》文中提出环境激素是人类在生产、生活活动中向自然环境释放的以及自然界本身存在的,会对人体或动物体内自身正常激素分泌产生影响的外源性干扰物质。随着工业的不断发展,大量的环境激素被释放到环境中。由于环境激素特殊的物化性质,其具有很高的环境滞留性,能借助食物链不断富集。环境激素对人体各大系统均具有较大危害,且有致癌作用。因此,开展环境激素检测方法的研究具有重要意义。本论文以环境激素中内分泌活性最高的17β-雌二醇为研究对象,建立了一种基于分子印迹技术的电化学传感检测平台。检测平台分别从液体传输管路、电化学检测池结构以及平台自动进样功能实现等方面展开设计。平台核心部件电化学传感器采用电聚合法进行制备,并对其制备参数进行优化。采用传感器性能优化后的检测平台试验,研究了电化学传感器对环境激素的传感特性。通过使用实际食品样品进行加标回收法检测,验证了检测平台的可行性和稳定性。本研究的主要结论如下:1)建立电化学传感检测平台。从液体传输管路、电化学检测池等部分对硬件系统进行设计。电化学检测池可以合理安放循环伏安法三电极,并采用压力密封以及螺纹加密封胶带密封,确保检测池具有良好的密封性,使检测结果的准确性更高。根据检测工作流程设计液体传输管路,管路包含检测支路以及干燥支路。软件部分以LabVIEW软件作为开发平台,编写了检测系统的人机交互控制界面。软件主要功能包括系统参数设置、按键控制和液体传输管路控制。2)采用电聚合法制备电化学传感器中的敏感元件17β-雌二醇分子印迹聚合物,通过纳米多孔金膜修饰敏感元件载体电极,提高电化学传感器性能。以电化学传感器对标准浓度17β-雌二醇的响应作为评价指标,优选出溶剂为乙腈,模板分子与功能单体的比例为1:10,循环扫描次数为75次等制备条件。优化后,传感器对标准浓度17β-雌二醇的响应从0.09μA提升到了 0.913μA。通过完成平台检测时长优化试验,得出传感器最优吸附时长为35分钟,最优洗脱时长为30分钟。采用循环伏安法、电化学阻抗谱以及扫描电镜与能谱对传感器进行表征,结果显示传感器的电化学行为、表面形貌以及表层元素含量均符合理论分析。3)使用检测平台对传感器性能进行检测。传感器在17β-雌二醇浓度为1×10-12至1 × 10-5 mol/L范围内,传感器响应值与17β-雌二醇浓度对数成正相关关系。信噪比为3时,传感器检测限约为1 ×10-13mol/L。分子印迹传感器对壬基酚、炔雌醇以及双酚A的选择因子分别为8.7、14和7.0,对比非分子印迹传感器,分子印迹传感器相对选择因子分别为5.1、8.4和9.6,分子印迹传感器选择因子与相对选择因子都远大于1。在重复性与可重用性试验中,传感器重复性评价指标R分别为98.86%、98.59%以及99.01%。传感器在第二周和第三周仍保持在89.81%和81.54%的响应值。上述结果表明,电化学传感器具有良好的灵敏度、选择性以及稳定性与可重用性。在实际食品样品加标回收法检测中,三种样品的加标回收率均在95.1%～106.0%之间,相对标准偏差都小于6.09%。本论文研制的基于分子印迹技术的电化学传感检测平台应用于食品样品中17β-雌二醇的检测中具有较高的可行性。可为后续环境激素检测提供参考和技术支撑。
张胜婷[4]（2019）在《基于荧光标记G蛋白偶联受体细胞模型的环境雌激素检测及新药筛选研究》文中提出G蛋白偶联受体（G protein coupled receptors,GPCRs）是细胞表面最重要的受体之一,它涉及到一系列细胞的代谢和信号传导过程,与许多重大疾病相关,同时也是许多环境激素的靶点,也是药物开发的重要靶点。目前利用GPCRs也开发了一些的检测和药物筛选技术和方法,但它们都存在敏感性不高、自动化程度低等缺点,因此如何利用不同受体的特点开发特异性强、灵敏性高和稳定性好的检测和筛选技术是我们亟待解决的问题。本论文为更好地避免N末端标记可能会对受体配件结合的影响,通过基因工程技术构建以绿色荧光蛋白（Green fluorescence protein,GFP）标记受体C末端的重组细胞系的策略,以期最大限度地降低融合蛋白对受体与配体结合的影响;又利用高内涵筛选（High Content Screening,HCS）技术,建立起可对样品进行可视化和自动化的检测和筛选系统。首先,论文选择将绿色荧光蛋白（tGFP）直接标记在雌激素受体α（Estrogen Receptorα,ERα）受体的C末端的重组细胞系构建策略。首先构建了ERα/pCMV6穿梭质粒,其中含CMV真核启动,而SV40 ori是真核复制起始子。成功构建的质粒经转染导入人骨肉瘤细胞U2OS中获得了稳定的转染细胞株ERα/U2OS,其个体大、形态完整,非常有利于后期开展高内涵检测体系的建立。研究证明新构建的细胞系能与雌二醇（Estrogen 2,E2）产生特异性的反应产生荧光聚集现象,通过与高内涵技术相结合还定量分析了细胞模型对E2反应的参数,研究表明其EC50为0.1 nM,也能被抑制剂他莫西酚（TAM）所抑制,IC50为1.5 nM,该方法对E2检测的下限接近1x10-33 nM,初步满足了环境中部分污染物中E2类样品的生物学效应检测要求;同时对人工混合样品的检测表明其只能专一性地检测E2或其类似物,表明该系统可以用于将来对环境样品中E2或其类似的检测。其次,为了筛选天然产物中的活性成分,避免受体N端修饰后对活性的潜在干扰,我们构建了C末端用tGFP标记的hGLP-1R-tGFP/U2OS重组细胞系,经Exendin 4激活GLP-1受体后,观察到荧光斑点出现在细胞膜上,并随后内化形成细胞内的荧光聚集体（囊泡）,结合高含量筛选（HCS）技术定量分析重组细胞中在激动剂刺激下标记的荧光受体从聚集、内化、脱敏和复敏的过程。证实了hGLP-1R-tGFP/U2OS对GLP-1及其类似物的高活性、敏感性和特异性,这一活性可被GLP-1R的特异性拮抗剂Exendin9-39所阻断。同时研究也表明,在重组细胞系中GLP-1通路的下游,腺苷酸环化酶的激活和细胞cAMP水平的升高并没有受到C末端修饰的影响,表明该方法也可以进一步用于其它GPCR信号通路的研究。结合HCS技术的自动图像采集和数据处理系统,我们建立一种全新的GLP-1活性成分筛选检测的方法,利用该方法对云南省药物研究所提供的约100份中药粗提物进行了筛选,结果表明,黄芪、三七提取物均具有GLP-1R激动剂活性,部分粗提物中具有调节剂和抑制剂的成分,为从中药中寻找新糖尿病药物提供了重要参考。最后,为解析P2Y1R的信号传导通路,我们构建了直接受体标记和间接标记b-arrestin的两个细胞系hP2Y1R-tGFP/U2OS和hP2Y1R-?-AR2-tGFP/U2OS。研究表明:虽然两个细胞系都可被100?M的ADP激活形成荧光囊泡,并可通过高内涵技术进行自动的记录和分析,但二者表现又有所不同,其形成最大荧光值的时间分别为15和20 min,EC50值分别为35.72和71.8 nM。所有的反应都可以被特异性拮抗剂MRS2179所阻断。证明了P2Y1R途径是通过耦合Gq蛋白质而激活PKC途径进而激活磷脂酰胆碱具体的PLC,最后由磷脂酶D启动?-arrestin2介导的信号通路。这两个细胞系实现受体的再敏化时间显然不同,分别为30和45 min。这些研究首次证明了P2Y1R不仅可通过异源三聚体Gq途径,也可以通过β-arrestin2途径激活和引发下游的信号传导。本论文通过构建荧光标记不同受体的细胞模型并结合高内涵技术建立了一个对天然样品进行检测或筛选的平台。这个平台能够与靶标高亲和力特异性的结合,与传统检测/筛选方法相比,具有靶标范围广、可视化、特异强、自动化、稳定性高等特点,因而可望在将来广泛被用于环境雌激素的检测以及糖尿病和心血管疾病的天然药物筛选及受体信号通路的研究等领域。
任杰,刘晓文,李杰[5]（2019）在《饮用水/水源环境激素现状与防控模式初探》文中指出分析了我国生活饮用水/水源环境激素的现状,综述了生活饮用水源环境激素的来源、特点,以及环境激素对人体健康和环境安全构成的潜在风险,指出短期内建成大规模、高效率和高水平的净水处理模式较为困难,建议采用以精准监控为核心的生活饮用水/水源环境激素的防控治理模式。
幺孟颖[6]（2019）在《DBP、MBP单一及联合暴露对龙须菜的毒性研究》文中进行了进一步梳理大型海藻龙须菜（Gracilaria lemaneiformis）作为海洋生态系中的生产者,其具有生态修复、抗肿瘤活性、琼胶提取等多重作用,为海洋生态圈贡献了一定的力量。DBP是一种典型的环境激素,由于其化学性质,较容易在环境中扩散、迁移,在海洋水体以及海洋生物体内常被检出,近些年来DBP的一级代谢物MBP也受到了广泛关注,且目前关于DBP和MBP联合作用于龙须菜的毒性研究较少。本文以大型海藻龙须菜作为实验研究对象,探究了DBP、MBP在单一和联合作用下,对其生长、光合作用、抗氧化系统、抗氧化活性以及抗肿瘤活性方面进行了毒性效应研究,主要研究结果如下:DBP、MBP在5-100 mg/L浓度范围内均能够抑制龙须菜的生长,在100 mg/L浓度下经15天的单一暴露后,DBP比MBP暴露组龙须菜的相对生长速率低4.78倍,且均呈现负增长速率,毒性作用DBP>MBP。在联合暴露下,低浓度联合暴露组（DBP 5 mg/L+MBP5 mg/L）显示为加和效应,其余浓度联合暴露组显示为拮抗效应。DBP、MBP单一及联合暴露对龙须菜光合系统有一定程度的损伤,在单一暴露第3天时,浓度为5 mg/L的DBP、MBP单一暴露组的叶绿素a含量较对照组分别升高了6.9%、11.70%,藻红蛋白含量分别升高了30.15%、7.41%;在单一暴露第15天时,DBP、MBP各浓度暴露组与对照组相比叶绿素a含量分别降低了17.89%-56.38%、20.45%-42.02%,藻红蛋白含量分别降低了6.6%-54.10%、4.49%-35.94%。在联合暴露条件下,叶绿素a在低浓度联合暴露组（DBP 5 mg/L+MBP 5 mg/L）显示为加和效应,其余浓度联合暴露组显示为拮抗效应;藻红蛋白在所有联合浓度暴露组中均显示为拮抗效应。可溶性蛋白的含量能够反应DBP、MBP单一及联合暴露对龙须菜代谢能力的影响,单一暴露第3天时,DBP、MBP暴露组龙须菜可溶性蛋白含量与对照组相比最高分别有1.03%、3.10%的上升幅度,第15天时,DBP与MBP暴露组可溶性蛋白含量分别下降至1.05-1.95 mg/g、1.66-2.11 mg/g。在联合暴露条件下,对龙须菜可溶性蛋白含量的作用显示为加和效应。紫外吸收物质（UVACs）和硝酸还原酶（NR）含量随DBP与MBP暴露浓度的增大而降低,在联合暴露下,对龙须菜紫外吸收物质含量和硝酸还原酶活性的作用显示为拮抗效应。DBP、MBP单一及联合暴露对龙须菜能够造成一定程度的氧化损伤,经15天暴露后,DBP单一暴露组超氧阴离子自由基与MDA含量较对照组相比分别升高35.71%-246.19%、31.07%-127.15%;MBP单一暴露组超氧阴离子自由基与MDA含量较对照组相比分别升高24.29%-126.67%、9.45%-108.75%。在联合暴露下,对超氧阴离子自由基的含量作用显示为加和效应,对MDA的含量作用在高浓度联合暴露组显示为拮抗效应,其余浓度联合暴露组显示为加和效应。在龙须菜暴露受损非常严重时,超氧阴离子自由基与MDA含量会有所下降。龙须菜藻体受到损伤后会激发体内抗氧化酶（SOD、CAT）的活性,在DBP、MBP单一暴露下,SOD和CAT最大活性分别为对照组的2.09和2.30倍、1.64和1.57倍。在联合暴露条件下,对SOD活性的作用在低浓度联合暴露组显示为加和效应,其余联合浓度组显示为拮抗效应;对CAT活性的作用在DBP 100 mg/L+MBP 5 mg/L联合暴露组显示为加和效应,其余联合浓度组显示为拮抗效应。当龙须菜暴露于DBP、MBP后,MEGT清除自由基能力以及抗肿瘤活性均受到了抑制。
张瑞[7]（2019）在《熏煮香肠制品、婴幼儿配方奶粉和蜂蜜中18种环境激素类物质检测方法的改进及优化》文中研究说明本研究改进及优化超高效液相色谱-串联质谱法（UPLC-MS/MS）正负源同时监测模式对熏煮香肠制品、婴幼儿配方奶粉和蜂蜜中18种环境激素同时进行检测的方法。样品经含有10%异丙醇的乙腈均质提取,并采用HLB型固相萃取柱净化后进行UPLC-MS/MS仪器分析。提取净化后的溶液经超高效液相色谱柱Atlantis T3（2.1×100mm,1.7μm）分离后,用甲醇-0.02%甲酸水进行梯度洗脱。其中邻苯二甲酸二甲酯（DMP）、邻苯二甲酸二（2-甲氧基）乙酯（DMEP）、邻苯二甲酸二（2-乙氧基）乙酯（DEEP）、邻苯二甲酸二乙酯（DEP）、邻苯二甲酸二丁酯（DBP）、邻苯二甲酸丁基苄基酯（BBP）、邻苯二甲酸二（2-丁氧基）乙酯（DBEP）、邻苯二甲酸二戊酯（DPP）、邻苯二甲酸二己酯（DHXP）、邻苯二甲酸二（2-乙基）己酯（DEHP）、壬基酚、双酚A、黄体酮在0ng/mL800ng/mL范围内线性关系良好,相关系数0.99660.9991。睾酮、雌二醇、雌三醇、氢化可的松、氟氢可的松在0.00ng/mL200ng/mL范围内线性关系良好,相关系数0.99880.9995。对三类样品已知高、中、低含量的阳性样品20次测定的平均准确率（以中位值计）为80.2%94.8%,相对偏差为3.09%9.99%。该方法回收率高、重复性好,可用于熏煮香肠制品、婴幼儿配方奶粉和蜂蜜中18种环境激素的检测。
张俊,袁媛,宗华丽,刘存,王乙震[8]（2017）在《地表水中新型有毒有机污染物研究进展》文中研究表明近10 a来,抗生素、环境激素和微囊藻毒素等新型有毒有机污染物在水体中污染程度逐渐加重,极大地危害人类健康,已经受到国内外学者广泛关注。综述了抗生素、环境激素和微囊藻毒素3类典型新型有毒有机污染物的来源、危害、检测技术方法和研究现状;根据文献报道调查了中国部分地区地表水中这3类有机污染物的污染水平,提出应该从科学研究和水环境监测2个角度重视这3类新型有毒有机污染物,保障人民群众饮水安全和身体健康。
郑飞[9]（2017）在《东方栓孔菌漆酶的纯化及对环境激素的降解》文中研究指明环境激素（EDCs）是一种外源性有毒化合物,释放到环境中会对人类及动物的健康和繁衍造成严重危害。近年来,漆酶作为一种绿色化学技术,可降解包括环境激素在内的多种芳香族化合物,引起了诸多科学家和工业的极大兴趣。本研究主要探究了白腐真菌东方栓孔菌Trametes orientalis漆酶Tolacc的纯化、固定化,并将其应用到环境激素类化合物邻苯二甲酸丁苄酯（BBP）、双酚A（BPA）、4-壬基苯酚（4-NP）和4-辛基苯酚（4-OP）的降解中。主要研究工作如下:首先,采用液体培养的方法分析东方栓孔菌在产漆酶过程中生理学指标的变化,即对菌丝体生物量、漆酶活性、还原糖含量、多酚含量、丙二醛（MDA）含量、总抗氧化能力（T-AOC）、超氧化物歧化酶（SOD）活性、过氧化氢酶（CAT）活性、过氧化氢（H202）水平、抗坏血酸（AA）含量、抑制羟自由基能力（RAHFR）和1,1-二苯基-2-三硝基苯肼（DPPH）自由基清除能力等12项指标进行了测定。结果表明,漆酶能够直接影响白腐真菌对于营养物质的利用情况,其活性大小与菌株的生长状况及次级代谢密切相关;且漆酶活性与多酚含量、MDA含量、CAT活性和AA含量呈正相关,与H202水平和RAHFR呈负相关。对比了两种培养基Ⅰ（富营养）和Ⅱ（缺营养）条件下测得的生理学指标,发现在液体培养基Ⅱ中东方栓孔菌具有较高的菌丝体生物量、SOD活性、RAHFR和DPPH自由基清除能力及较低的H202水平,说明液体培养基Ⅱ的缺营养条件可以在一定程度上激发菌株的抗氧化能力以保护机体免受氧化损伤。其次,通过硫酸铵分级沉淀、阴离子交换柱层析（DEAE-cellulose DE52）和琼脂糖凝胶柱层析（Sepharose CL-6B）三步纯化的方法得到了漆酶Tolacc,其比活力达20.667 U/mg,是纯化前粗酶液的20.282倍,回收率为47.33%。十二烷基硫酸钠-聚丙烯酰氨凝胶电泳（SDS-PAGE）显示Tolacc呈现单一条带,是一类单体蛋白,分子量为44.0 kDa。Tolacc的最适pH和温度分别为4.0和800C,且在10℃-50℃下处理2 h后仍能保持初始酶活的80%以上。该酶对2,2’-连氮-双（3-乙基苯并噻唑-6-磺酸）（ABTS）表现出严格的底物专一性,而对其他底物并未检测到活性。在多种金属离子中,Mn2+可作为提高Tolacc活性的激活剂。金属螯合剂叠氮化钠（NaN3）、半胱氨酸和二硫苏糖醇（DTT）可显着抑制Tolacc活性,而乙二胺四乙酸（EDTA）的添加对其酶活的抑制作用却较低。此外,对于不同结构的染料,纯化的酶蛋白在未添加介体条件下具有较好的脱色效果。此外,为提高上述纯化漆酶Tolacc的稳定性及回收率,采用载体壳聚糖、交联剂戊二醛对Tolacc进行固定化处理,发现其固定化的最佳工艺条件为0.6%（v/v）交联剂戊二醛浓度、3 h交联时间、3.0 mL给酶量、6 h固定时间。相较于游离漆酶,经过固定化处理后的漆酶pH和温度的适应能力均有所增强。稳定性上,比游离漆酶更显优势,且具有良好的连续使用稳定性,被循环使用5次后,活性仍保持45%以上。通过傅里叶红外光谱（FT-IR）分析和气相色谱-质谱联用（GC-MS）分析得到固定化漆酶Tolacc对环境激素类化合物均有一定程度的降解作用。通过本研究,得到了性质优良稳定的酶蛋白,为漆酶在更多领域的应用提供了可靠的理论指导,并为环境激素类化合物的无污染化处理奠定基础,同时也为白腐真菌新资源的开发利用提供技术手段。
杜艳,郝华[10]（2017）在《安徽省环境激素类化学品调查成果及对策建议》文中提出根据安徽省2016年9月-12月开展的全省化学品生产使用情况调查工作,统计出安徽省环境激素类生产使用状况,分析了环境激素类化学品区域、行业分布特征,探讨化学品调查等环境管理方面存在的问题,并据此提出相应的对策及建议。
二、环境激素的危害及研究进展简述（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、环境激素的危害及研究进展简述（论文提纲范文）
（1）丙环唑和苯醚甲环唑在禾花鲤体内的富集与激素干扰效应的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 环境激素效应类农药 |
| 1.2 环境激素效应类农药对鱼类毒性的研究进展 |
| 1.3 丙环唑与苯醚甲环唑简介及三唑类杀菌剂环境毒理学研究进展 |
| 1.3.1 丙环唑与苯醚甲环唑简介 |
| 1.3.2 三唑类杀菌剂环境毒性效应 |
| 1.4 禾花鲤简介 |
| 1.5 本研究目的及意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验设备和材料 |
| 2.1.1 仪器设备 |
| 2.1.2 试剂 |
| 2.1.3 供试生物 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 田间试验设计 |
| 2.2.2 水体中丙环唑和苯醚甲环唑检测方法 |
| 2.2.3 急性毒性与联合毒性试验方法 |
| 2.2.4 富集试验设计 |
| 2.2.5 毒性效应试验设计 |
| 2.3 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 丙环唑与苯醚甲环唑LC-MS/MS检测条件优化 |
| 3.2 丙环唑与苯醚甲环唑在水中的添加回收率 |
| 3.3 丙环唑与苯醚甲环唑在田间水样中的浓度分析 |
| 3.4 毒性试验溶液中丙环唑和苯醚甲环唑的浓度检测结果 |
| 3.5 丙环唑和苯醚甲环唑对禾花鲤的急性毒性 |
| 3.6 丙环唑和苯醚甲环唑对禾花鲤的联合毒性 |
| 3.7 丙环唑与苯醚甲环唑在禾花鲤各组织部分中的添加回收率 |
| 3.8 丙环唑和苯醚甲环唑在禾花鲤体内的富集 |
| 3.9 两种杀菌剂对禾花鲤抗氧化酶系的影响 |
| 3.9.1 丙环唑与苯醚甲环唑对禾花鲤体内超氧化物歧化酶活性的影响 |
| 3.9.2 丙环唑与苯醚甲环唑对禾花鲤体内过氧化物酶活性的影响 |
| 3.9.3 丙环唑与苯醚甲环唑对禾花鲤体内过氧化氢酶活性的影响 |
| 3.10 两种杀菌剂对禾花鲤甲状腺激素的影响 |
| 3.10.1 丙环唑与苯醚甲环唑对禾花鲤体内三碘甲状腺原氨酸含量的影响 |
| 3.10.2 丙环唑与苯醚甲环唑对禾花鲤体内四碘甲状腺原氨酸含量的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 丙环唑和苯醚甲环唑在稻田水体中的残留 |
| 4.2 丙环唑和苯醚甲环唑对禾花鲤的急性毒性和联合毒性 |
| 4.3 丙环唑与苯醚甲环唑在禾花鲤体内的富集 |
| 4.4 丙环唑与苯醚甲环唑对禾花鲤的毒性效应 |
| 5 论文总结 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 有待进一步研究的问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文及专利情况 |
（2）贵阳城市污水处理厂微量有机污染物去除效果及风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 环境中微量有机污染物来源及危害 |
| 1.2 污水中微量有机污染物的残留及去除 |
| 1.2.1 抗生素在污水厂中的残留及去除 |
| 1.2.2 EDCs在污水厂中残留及去除 |
| 1.3 污水厂尾水中微量有机污染物的生态风险 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 研究技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 样品采集 |
| 2.2 样品前处理 |
| 2.2.1 仪器与材料 |
| 2.2.2 样品中抗生素前处理 |
| 2.2.3 样品中EDCs前处理 |
| 2.3 样品分析方法 |
| 2.3.1 微量有机污染物检测方法 |
| 2.3.2 常规指标检测方法 |
| 2.4 数据统计 |
| 第3章 污水处理厂对抗生素与EDCs的去除 |
| 3.1 污水中抗生素与EDCs的污染特征 |
| 3.1.1 污水中抗生素的污染特征 |
| 3.1.2 污水中EDCs的污染特征 |
| 3.2 抗生素与EDCs的去除效果 |
| 3.2.1 各处理单元中抗生素的去除效果 |
| 3.2.2 各处理单元中EDCs的去除效果 |
| 3.2.3 微量有机污染物的去除路径 |
| 3.3 微量有机污染物和常规水质参数去除的相关性分析 |
| 3.4 季节变化对微量有机污染物去除的影响 |
| 3.4.1 冬季典型微量有机污染物浓度分布特征 |
| 3.4.2 典型有机污染物去除效果的季节性分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 污水处理工艺对微量有机污染物去除的影响 |
| 4.1 抗生素在污水处理厂中去除途径分析 |
| 4.2 EDCs在污水处理厂中去除途径分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 污水厂受纳水体抗生素与EDCs的生态风险评估 |
| 5.1 受纳水体中抗生素浓度水平及风险评价 |
| 5.1.1 受纳水体中抗生素浓度水平 |
| 5.1.2 受纳水体抗生素风险评价 |
| 5.2 受纳水体中EDCs浓度水平及风险评价 |
| 5.2.1 受纳水体中EDCs浓度水平 |
| 5.2.2 受纳水体EDCs风险评价 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 索引 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（3）基于分子印迹电化学传感检测水体痕量环境激素的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究的背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.2 分子印迹电化学传感技术国内外研究现状 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 电化学传感检测平台的建立 |
| 2.1 电化学传感检测原理 |
| 2.2 电化学传感检测平台总体设计 |
| 2.3 电化学检测平台关键部件设计 |
| 2.3.1 液体传输管路设计 |
| 2.3.2 电化学检测池设计 |
| 2.3.3 电化学检测平台软件设计 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 电化学传感器分子印迹聚合物的制备与表征 |
| 3.1 电化学传感器分子印迹聚合物的制备 |
| 3.1.1 制备方案的确定 |
| 3.1.2 试验材料与设备 |
| 3.1.3 制备工艺 |
| 3.2 电化学传感器性能优化 |
| 3.2.1 电化学传感器的性能评估 |
| 3.2.2 纳米多孔金膜修饰圆盘锗电极 |
| 3.2.3 电聚合参数优化 |
| 3.2.4 电化学传感器检测时长优化 |
| 3.3 电化学传感器的表征 |
| 3.3.1 电化学表征 |
| 3.3.2 扫描电子显微镜和能量色散光谱仪表征 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 电化学传感器传感特性研究 |
| 4.1 试验材料与设备 |
| 4.2 试验过程 |
| 4.3 传感器性能分析 |
| 4.3.1 灵敏度 |
| 4.3.2 选择性 |
| 4.3.3 重复性与可重用性 |
| 4.3.4 传感器在实际食品样品中的应用 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A (攻读学位期间的主要学术成果) |
| 致谢 |
（4）基于荧光标记G蛋白偶联受体细胞模型的环境雌激素检测及新药筛选研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 G蛋白偶联受体 |
| 1.1.1 G蛋白偶联受体(GPCRS)的分类 |
| 1.1.2 重要的生物效应靶标 |
| 1.1.3 G蛋白偶联受体(GPCR)的信号传导 |
| 1.1.4 G蛋白偶联受体(GPCR)研究热点 |
| 1.2 高内涵筛选技术及其应用 |
| 1.2.1 高内涵筛选技术在检测中的应用 |
| 1.2.2 高内涵技术在分子机制研究中的应用 |
| 1.2.3 高内涵靶向药物筛选技术 |
| 1.3 环境激素及其检测 |
| 1.3.1 环境及环境污染的定义及种类 |
| 1.3.2 化学污染物及其分类 |
| 1.3.3 环境荷尔蒙 |
| 1.3.4 环境雌激素及其危害 |
| 1.4 天然产物(中药)活性成分的筛选技术 |
| 1.4.1 天然产物的高通量筛选技术 |
| 1.4.2 基于GPCRs的新药筛选 |
| 1.4.3 药物HCS分析用于中药和天然药物现代化的优势 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究路线 |
| 1.6 论文的意义 |
| 第二章 ERα荧光标记细胞系的建立及雌激素的检测 |
| 2.1 重组质粒的构建 |
| 2.1.1 材料 |
| 2.1.2 方法 |
| 2.1.3 结果 |
| 2.2 稳定转染ERα的 U2OS细胞系建立 |
| 2.2.1 材料 |
| 2.2.2 方法 |
| 2.2.3 结果 |
| 2.3 ERα受体激动剂的高通量筛选模型建立 |
| 2.3.1 材料 |
| 2.3.2 方法 |
| 2.3.3 结果 |
| 2.4 本章总结与讨论 |
| 第三章 荧光标记GLP-1R高内涵细胞筛选平台的建立及天然活性成分的筛选 |
| 3.1 重组pCMV6-GFP-GLP-1R质粒的构建 |
| 3.1.1 材料 |
| 3.1.2 方法 |
| 3.1.3 结果 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 稳定转染pCMV6-GFP-GLP-1R的 U2OS细胞系的建立 |
| 3.2.1 材料 |
| 3.2.2 方法 |
| 3.2.3 结果 |
| 3.2.4 小结 |
| 3.3 重组细胞hGLP-1R-tGFP高内涵药物筛选体系的建立 |
| 3.3.1 材料 |
| 3.3.2 方法 |
| 3.3.3 结果 |
| 3.3.4 小结 |
| 3.4 基于高内涵系统GLP-1R/U2OS对天然产物活性成分的初筛 |
| 3.4.1 材料 |
| 3.4.2 方法 |
| 3.4.3 结果 |
| 3.4.4 小结 |
| 3.5 本章总结与讨论 |
| 第四章 基于荧光标记P2Y1R高内涵系统对P2Y1 信号通路的解析 |
| 4.1 重组质粒p CMV6-t GFP-P2Y1、p CMV6-t GFP-barresin2 和p S100024-P2Y1R的构建 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 方法 |
| 4.1.3 结果 |
| 4.1.4 小结 |
| 4.2 p CMV6-t GFP- P2Y1R、barresin2 和p S100024-P2Y1R细胞系的构建 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 方法 |
| 4.2.3 结果 |
| 4.2.4 小结 |
| 4.3 P2Y1R受体、配体相互作用机制及信号通路的解析 |
| 4.3.1 材料 |
| 4.3.2 方法 |
| 4.3.3 结果 |
| 4.3.4 小结 |
| 4.4 本章总结与讨论 |
| 第五章 总结及展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 论文的创新性 |
| 5.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A攻读博士期间取得的科研成果及奖励 |
（5）饮用水/水源环境激素现状与防控模式初探（论文提纲范文）
| 1 生活饮用水环境激素现状 |
| 1.1 成因分析 |
| 1.2 残留组分的威胁共性 |
| 2 饮用水源环境激素的现状分析 |
| 2.1 水源污染引发净水工艺压力 |
| 2.2 饮用水源环境激素的风险分析 |
| 2.2.1 环境激素的来源、特点 |
| 2.2.2 潜在风险 |
| 3 以精准监控为核心的防控模式 |
| 3.1 输入方式和人为影响 |
| 3.2 循环关系 |
| 3.3 高品质生活饮用水生产模式 |
| 3.3.1 大规模、高效率和高水平净水处理模式 |
| 3.3.2 小区-家庭型饮水深度处理设备 |
| 3.4 生活饮用水/水源精准监测模式 |
| 4 小结 |
（6）DBP、MBP单一及联合暴露对龙须菜的毒性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境激素 |
| 1.1.1 环境激素概述 |
| 1.1.2 环境激素的污染现状及其危害 |
| 1.2 邻苯二甲酸酯(PAES) |
| 1.2.1 邻苯二甲酸酯(PAEs)概述 |
| 1.2.2 邻苯二甲酸酯污染现状 |
| 1.3 邻苯二甲酸二丁酯及其代谢物 |
| 1.3.1 邻苯二甲酸二丁酯 |
| 1.3.2 邻苯二甲酸单丁酯 |
| 1.4 大型海藻龙须菜的生物学特征及其应用 |
| 1.4.1 大型海藻龙须菜的生物学特性 |
| 1.4.2 大型海藻龙须菜的生物修复作用 |
| 1.4.3 大型海藻龙须菜的经济价值 |
| 1.4.4 大型海藻龙须菜的药用价值 |
| 1.5 大型海藻对环境污染的响应 |
| 1.6 联合毒性评价方法 |
| 1.7 本研究的目的及意义 |
| 1.8 研究内容及创新点 |
| 1.8.1 研究内容 |
| 1.8.2 创新点 |
| 1.8.3 技术路线 |
| 第二章 DBP、MBP单一及联合暴露对龙须菜生长及生理特性的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 试剂配制 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 暴露浓度的确定 |
| 2.3.2 暴露实验 |
| 2.3.3 相对生长速率的测定 |
| 2.3.4 叶绿素a含量的测定 |
| 2.3.5 藻红蛋白含量的测定 |
| 2.3.6 可溶性蛋白含量的测定 |
| 2.3.7 紫外吸收物质含量的测定 |
| 2.3.8 统计与分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 DBP、MBP单一及联合暴露对龙须菜生长的影响 |
| 2.4.2 DBP、MBP单一及联合暴露对龙须菜叶绿素的影响 |
| 2.4.3 DBP、MBP单一及联合暴露对龙须菜藻红蛋白的影响 |
| 2.4.4 DBP、MBP单一及联合暴露对龙须菜可溶性蛋白的影响 |
| 2.4.5 DBP、MBP单一联合暴露对龙须菜紫外吸收物质的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 DBP、MBP单一及联合暴露对龙须菜抗氧化系统的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与仪器 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 硝酸还原酶测定 |
| 3.3.2 超氧自由基测定 |
| 3.3.3 MDA测定 |
| 3.3.4 SOD测定 |
| 3.3.5 CAT测定 |
| 3.3.6 统计与分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 DBP、MBP单一联合暴露对龙须菜硝酸还原酶的影响 |
| 3.4.2 DBP、MBP单一联合暴露对龙须菜超氧自由基的影响 |
| 3.4.3 DBP、MBP单一联合暴露对龙须菜MDA的影响 |
| 3.4.4 DBP、MBP单一联合暴露对龙须菜SOD的影响 |
| 3.4.5 DBP、MBP单一联合暴露对龙须菜CAT的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 DBP、MBP单一及联合暴露对龙须菜抗氧化活性、抗肿瘤活性的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与仪器 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 试剂配制 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 龙须菜甲醇提取物的提取 |
| 4.3.2 MEGT清除超氧自由基(O_2~-?)活性的测定 |
| 4.3.3 MEGT清除羟基自由基(?OH)活性的测定 |
| 4.3.4 细胞实验 |
| 4.3.5 统计与分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 DBP、MBP单一联合暴露对MEGT清除O_2~?-的影响 |
| 4.4.2 DBP、MBP单一联合暴露对MEGT清除?OH的影响 |
| 4.4.3 DBP、MBP单一联合暴露对MEGT细胞毒性的影响 |
| 4.5 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 |
（7）熏煮香肠制品、婴幼儿配方奶粉和蜂蜜中18种环境激素类物质检测方法的改进及优化（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 环境激素的概述 |
| 1.1.1 环境激素的概念 |
| 1.1.2 环境激素的种类 |
| 1.1.3 环境激素污染途径 |
| 1.2 环境激素的作用机理和危害 |
| 1.2.1 环境激素的作用机理 |
| 1.2.2 环境激素的危害 |
| 1.3 食品中环境激素检测方法的研究现状 |
| 1.4 研究的目的和意义 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验设备 |
| 2.2 实验试剂和器材 |
| 2.3 标准品 |
| 2.4 阳性样品和阴性对照样品 |
| 2.5 标准溶液的配置 |
| 2.6 色谱-质谱条件 |
| 2.7 样品处理 |
| 2.7.1 样品选择与制备 |
| 2.7.2 提取方法 |
| 2.7.3 净化方法 |
| 第3章 实验过程的分析及讨论 |
| 3.1 色谱条件的选择和优化 |
| 3.1.1 色谱柱的选择 |
| 3.1.2 流动相体系的选择 |
| 3.1.3 流动相体系的优化 |
| 3.2 质谱条件的选择和优化 |
| 3.3 样品提取试剂的选择和优化 |
| 3.3.1 提取试剂选择 |
| 3.3.2 提取试剂的优化 |
| 3.4 净化条件的选择和优化 |
| 3.4.1 固相萃取柱的选择 |
| 3.4.2 固相萃取柱洗脱液选择 |
| 3.4.3 固相萃取柱淋洗液确定 |
| 第4章 实验方法的验证 |
| 4.1 仪器方法的验证 |
| 4.1.1 仪器灵敏度 |
| 4.1.2 线性范围 |
| 4.1.3 精密度 |
| 4.2 样品处理方法的验证 |
| 4.2.1 基质标准曲线 |
| 4.2.2 基质效应 |
| 4.2.4 准确率和精密度 |
| 4.2.5 方法检出限和定量限 |
| 4.3 实验方法与指定国家标准方法的比较 |
| 4.3.1 与《GB5009.271-2016第一法》的对比 |
| 4.3.3 与《农业部1031 号公告-1-2008》的对比 |
| 4.3.4 与《GB/T21981-2008》的对比 |
| 4.3.5 与《农业部1031 号公告-2-2008》的对比 |
| 4.3.6 与双酚A和壬基酚指定检测方法对比 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（8）地表水中新型有毒有机污染物研究进展（论文提纲范文）
| 1 水体中抗生素 |
| 1.1 水体中抗生素的来源与危害 |
| 1.2 水体中抗生素的检测技术 |
| 1.3 水体中抗生素的研究现状 |
| 2 水体中环境激素 |
| 2.1 水体中环境激素的来源与危害 |
| 2.2 水体中环境激素的检测技术 |
| 2.3 水体中环境激素的研究现状 |
| 3 水体中微囊藻毒素 |
| 3.1 水体中微囊藻毒素的来源与危害 |
| 3.2 水体中微囊藻毒素的检测技术 |
| 3.3 水体中微囊藻毒素的研究现状 |
| 4 国内研究成果现状及讨论 |
| 5 总结 |
（9）东方栓孔菌漆酶的纯化及对环境激素的降解（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 环境激素的研究进展 |
| 1.1.1 环境激素的定义 |
| 1.1.2 环境激素的分类 |
| 1.1.3 环境激素的危害 |
| 1.2 邻苯二甲酸丁苄酯、双酚A、4-壬基苯酚和4-辛基苯酚的基本概况 |
| 1.2.1 邻苯二甲酸丁苄酯 |
| 1.2.2 双酚A |
| 1.2.3 4-壬基苯酚 |
| 1.2.4 4-辛基苯酚 |
| 1.3 环境激素的降解 |
| 1.3.1 光催化降解法 |
| 1.3.2 亲核取代-热分解法 |
| 1.3.3 活性炭纤维吸附处理 |
| 1.3.4 微生物降解法 |
| 1.4 白腐真菌简介 |
| 1.4.1 白腐真菌概念 |
| 1.4.2 白腐真菌的木质纤维素降解酶系 |
| 1.5 漆酶概述 |
| 1.5.1 漆酶的定义 |
| 1.5.2 漆酶的结构特征 |
| 1.5.3 漆酶的理化性质 |
| 1.5.4 漆酶的应用 |
| 1.6 漆酶的纯化 |
| 1.6.1 酶纯化的意义 |
| 1.6.2 纯化的方法 |
| 1.7 漆酶的固定化技术 |
| 1.7.1 固定化技术的发展历程 |
| 1.7.2 固定化处理的方法 |
| 1.7.3 固定化技术的应用 |
| 1.8 选题的目的、意义和研究内容 |
| 2 白腐真菌东方栓孔菌在两种液体培养基中产漆酶过程的生理学研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 供试菌株 |
| 2.2.2 供试培养基 |
| 2.2.3 试剂 |
| 2.2.4 仪器和耗材 |
| 2.2.5 溶液的配制 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 菌种活化 |
| 2.3.2 种子发酵 |
| 2.3.3 样品制备 |
| 2.3.4 东方栓孔菌在液体培养条件下产漆酶过程中生理学指标的测定 |
| 2.3.5 数据统计分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 液体培养基Ⅰ和Ⅱ中东方栓孔菌的菌丝体生物量比较 |
| 2.4.2 液体培养基Ⅰ和Ⅱ中东方栓孔菌的漆酶活性比较 |
| 2.4.3 液体培养基Ⅰ和Ⅱ中东方栓孔菌的还原糖含量比较 |
| 2.4.4 液体培养基Ⅰ和Ⅱ中东方栓孔菌的多酚含量比较 |
| 2.4.5 液体培养基Ⅰ和Ⅱ中东方栓孔菌的丙二醛含量比较 |
| 2.4.6 液体培养基Ⅰ和Ⅱ中东方栓孔菌的总抗氧化能力比较 |
| 2.4.7 液体培养基Ⅰ和Ⅱ中东方栓孔菌的超氧化物歧化酶活性比较 |
| 2.4.8 液体培养基Ⅰ和Ⅱ中东方栓孔菌的过氧化氢酶活性比较 |
| 2.4.9 液体培养基Ⅰ和Ⅱ中东方栓孔菌的过氧化氢水平比较 |
| 2.4.10 液体培养基Ⅰ和Ⅱ中东方栓孔菌的抗坏血酸含量比较 |
| 2.4.11 液体培养基Ⅰ和Ⅱ中东方栓孔菌的抑制羟自由基能力比较 |
| 2.4.12 液体培养基Ⅰ和Ⅱ中东方栓孔菌的DPPH自由基清除能力比较 |
| 2.5 小结 |
| 3 东方栓孔菌漆酶的纯化及其性质探索 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料 |
| 3.2.1 供试菌株 |
| 3.2.2 供试培养基 |
| 3.2.3 试剂 |
| 3.2.4 仪器和耗材 |
| 3.2.5 溶液的配制 |
| 3.3 试验方法 |
| 3.3.1 菌种活化 |
| 3.3.2 种子发酵 |
| 3.3.3 粗酶液制备 |
| 3.3.4 东方栓孔菌漆酶的纯化 |
| 3.3.5 漆酶活性和蛋白质含量的测定 |
| 3.3.6 纯化倍数和回收率的计算 |
| 3.3.7 东方栓孔菌纯化漆酶Tolacc的酶学性质分析 |
| 3.3.8 东方栓孔菌纯化漆酶Tolacc对染料的脱色作用 |
| 3.3.9 数据统计分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 东方栓孔菌漆酶的纯化 |
| 3.4.2 东方栓孔菌纯化漆酶Tolacc的酶学性质分析 |
| 3.4.3 东方栓孔菌纯化漆酶Tolacc对染料的脱色作用 |
| 3.5 小结 |
| 4 东方栓孔菌漆酶的固定化及其对环境激素的降解 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料 |
| 4.2.1 供试菌株 |
| 4.2.2 供试培养基 |
| 4.2.3 试剂 |
| 4.2.4 仪器和耗材 |
| 4.2.5 溶液的配制 |
| 4.3 试验方法 |
| 4.3.1 菌种活化 |
| 4.3.2 种子发酵 |
| 4.3.3 漆酶活性的测定 |
| 4.3.4 东方栓孔菌漆酶Tolacc的纯化 |
| 4.3.5 壳聚糖载体的制备 |
| 4.3.6 东方栓孔菌漆酶Tolacc的固定化 |
| 4.3.7 东方栓孔菌漆酶Tolacc固定化条件的优化 |
| 4.3.8 东方栓孔菌游离和固定化漆酶Tolacc的酶学性质比较 |
| 4.3.9 东方栓孔菌固定化漆酶Tolacc的连续使用性 |
| 4.3.10 游离漆酶和固定化漆酶Tolacc对环境激素类化合物的降解 |
| 4.3.11 数据统计分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 东方栓孔菌漆酶Tolacc固定化条件的优化 |
| 4.4.2 东方栓孔菌游离和固定化漆酶Tolacc的酶学性质比较 |
| 4.4.3 东方栓孔菌固定化漆酶Tolacc的连续使用性 |
| 4.4.4 游离和固定化漆酶Tolacc对环境激素类化合物的降解 |
| 4.5 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 本论文的创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介1 |
| 导师简介2 |
| 攻读硕士学位期间学术成果清单 |
| 致谢 |
四、环境激素的危害及研究进展简述（论文参考文献）
- [1]丙环唑和苯醚甲环唑在禾花鲤体内的富集与激素干扰效应的研究[D]. 王壮. 广西大学, 2021(12)
- [2]贵阳城市污水处理厂微量有机污染物去除效果及风险评价[D]. 肖芳. 贵州大学, 2020(04)
- [3]基于分子印迹电化学传感检测水体痕量环境激素的研究[D]. 王孟龙. 中南林业科技大学, 2020
- [4]基于荧光标记G蛋白偶联受体细胞模型的环境雌激素检测及新药筛选研究[D]. 张胜婷. 昆明理工大学, 2019(06)
- [5]饮用水/水源环境激素现状与防控模式初探[J]. 任杰,刘晓文,李杰. 现代化工, 2019(07)
- [6]DBP、MBP单一及联合暴露对龙须菜的毒性研究[D]. 幺孟颖. 暨南大学, 2019(05)
- [7]熏煮香肠制品、婴幼儿配方奶粉和蜂蜜中18种环境激素类物质检测方法的改进及优化[D]. 张瑞. 黑龙江大学, 2019(03)
- [8]地表水中新型有毒有机污染物研究进展[J]. 张俊,袁媛,宗华丽,刘存,王乙震. 海河水利, 2017(04)
- [9]东方栓孔菌漆酶的纯化及对环境激素的降解[D]. 郑飞. 北京林业大学, 2017(04)
- [10]安徽省环境激素类化学品调查成果及对策建议[J]. 杜艳,郝华. 广东化工, 2017(06)