一、威海市农产品及人乳中有机氯农药残留量的调查（论文文献综述）
骆璐[1]（2021）在《药用植物多农残重金属的大样本检测及综合风险评估》文中研究说明目的药用植物外源性有害残留物污染现象严重影响药材的安全性及有效性。针对规模化种植药用植物的污染状况,本研究旨在建立药用植物外源性有害残留物系统的检测方法体系、风险评估体系、有害残留物标准及质量管控体系,提出保障药材质量及安全性的有效措施。方法1.药用植物农残的检测收集了 1771批次共182种大规模种植的药用植物样本,通过文献检索确定了药用植物中常检出的、禁用的、以及高毒的共136个农药残留,使用液相色谱-串联质谱（LC/MS-MS）或气相色谱-串联质谱（GC/MS-MS）对136种具有高毒和高检出率的农药进行检测,建立了药用植物的多残留农药检测体系。通过欧盟药典公式,计算出农药的最大残留限量,计算其检出率及超标率。2.药用植物重金属的检测采用电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）对1773批次共86种药用植物中五种重金属镉（Cd）、铅（Pb）、砷（As）、汞（Hg）和铜（Cu）进行检测。根据20个国家和地区以及7个国际组织颁布的五种重金属的现有标准,分别计算重金属的检出率及超标率。3.药用植物农残的风险评估对于农残造成的健康风险,采用膳食风险评估区分由于农残暴露量升高而对健康构成的可接受或不可接受风险。应用危害商（HQ）和危害指数（HI）来量化急性、慢性以及药用植物农残的累积暴露风险;采用风险安全序数,通过风险等级评分对农药和药材的风险等级进行分类和排序。通过将农药毒性、农药摄入量和可检测残留水平的相应分值进行计算,得到农药的风险等级得分（S）和药材的风险指数（RI）。此外,首次建立了针对药用植物农残的健康影响评估体系,将致癌和非致癌风险与疾病发病率相关联。对药用植物农药残留引起的患者摄入量以及相关癌症和非癌症聚集效应进行量化,并将两者合并成患者健康影响得分（IS）,用伤残调整生命年（DALY）表示。4.药用植物重金属的风险评估对于重金属造成的健康风险,采用膳食风险评估、非癌症风险评估和癌症风险评估探讨药用植物中重金属污染对人体健康的潜在影响。膳食风险评估计算出每日预估重金属摄入量（EDI）与各金属的每日可接受摄入量（PTDI）比较;非癌症风险分别计算了每种药材中各金属的非癌症危害商（HQ）及每种药材的总非致癌危害指数（HI）;同时计算了每种药材中三种明确癌症风险金属的癌症风险值（CR）,与癌症强度因子（CSF）比较,并计算了每种药材的总癌症风险值。结果1.药用植物农残检出及超标情况农残的总检出率为88.03%（1559批次）,超标率为59.01%（1045批次）。根据欧盟（EU）、美国（US）和中国的相关规定,共检出35种禁用农药。在至少42.97%的样品（761批次）中检测到35种禁用农药,其中速灭磷和总DDT分别的检出率分别为 24.20%（LC/MS-MS,242/1000）和 13.10%（GC/MS-MS,101/771）。此外,8种禁用农药的浓度水平比欧盟标准高出500倍以上。菊花中检出农药37种（超标8种,禁用7种）,其次是山楂（29种）和益智（27种）。农药在根茎及根茎类药材中的检出率最高（48.62%,n=1559）,在花类药材中检出率最低（5.77%,n=1559）。风险最高的农药属于有机磷杀虫剂,杀虫剂（45.42%,n=6387）和杀菌剂（33.69%,n=6387）检出率最高。2.药用植物农残风险评估根据农残的膳食风险评估结果,10种药材的急性风险为不可接受风险（HIa>1）,包括山楂（HIa=12.09）,花椒（HIa=11.54）,枸杞子（HIa=1.86）,和苦地丁（HIa=1.48）等。23种药用植物的慢性风险为不可接受风险（HIc>1）,包括山楂（HIc=6.62）,肉豆蔻（HIc=3.51）,和花椒（HIc=3.38）等。山楂和花椒的急慢性风险（HQa和HQc）及急慢性累积风险（HIa和HIc）最高,而禁用农药呋喃丹和速灭磷在膳食暴露风险评估中危害商最高。此外,果实和种子类药材显示出最高的膳食暴露风险。在风险安全序数评估中,山楂、枸杞子、金银花和蒲公英中检测到的3-羟基呋喃丹和对溴磷的风险等级得分（S=140）最高。而药用植物山楂的危害指数最高（RI=1925）,其次是石斛（RI=1315）和防风（RI=1144）。此外,根据Spearman相关系数,农药残留（p=0.783）对风险排序的贡献最大,其次是农药毒性（p=0.691）,草药摄入量（p=0.370）最小。根据健康影响评估结果,药材薏苡仁（min ISh=3945.40 μDALY·person-1,mean ISh=972.07 μDALY.person-1）和川明参（ISh=4287.78μDALY·person-1）调整伤残年数最高,而薏苡仁o,p’-DDT（ISi,h=2729.58 μDALY·person-1）,及川明参中的 o,p’-DDT（mean ISi,h=2837.91 μDALY·person-1,max ISi,h=3682.78μDALY·person-1）风险最高。综合三种风险评估方法,总滴滴涕、呋喃丹,和速灭磷被确认为是最具风险隐患的杀虫剂。其除具有肾毒性和肝毒性外,还具有致癌、遗传毒性、神经毒性和生殖毒性等。且山楂为代表的果实类药材的农残问题需要特别关注。3.药用植物重金属检出及超标情况所有样品均检测到了重金属,总计30.51%（541）的样品中至少有一种重金属超过中国药典（2020版）标准,433个样品检测出一种超标金属,75个样品检测出两种超标金属,24个样品检测出种3超标金属,9个样品检测出4种超限金属。五种重金属的超标率依次为Pb（102,5.75%）>Cd（88,4.96%）>As（74,4.17%）>Hg（67,3.78%）>Cu（31,1.75%）。Hg在菊花中检出的最高浓度超标66.17倍,Pb在桔梗中检出的最高浓度超标9.02倍。叶及皮类药用植物的超标率为9.68%,果实及种子类的超标率为16.13%,全草及其它类的超标率为41.94%,根及根茎类药材的超标率为19.35%。重金属在果实和种子类药材中的检出率最高,而在全草类药材的超标率最高。重金属Pb的超标率最高,其次是Cd 和 As。4.药用植物重金属风险评估根据重金属的膳食风险评估,共有25种（29.07%）草药（n=86）存在不可接受的风险,其中9种以果实及种子入药,5种为花类,3种为根茎类,2种为叶及皮质类。7种草药中Pb、5种草药中的Cd、4种草药中的Hg和3种草药中As的最大估计日摄入量（EDI）超过了相应的暂定允许日摄入量（PTDI）。车前草的非癌症风险最高（HI=11.47）,而穿心莲的癌症风险最高（CR=5.27E-09）。重金属As在草药中显示出最高的非癌症（HQ=9.95）和癌症风险（CR=4.48E-09）。结论农药在根茎及根茎类药材中的检出率最高,在花类药材中检出率最低,以山楂为代表的果实类药材的农残风险最高。重金属在果实和种子类药材中的检出率最高,而在全草类药材的超标率最高。风险最高的农药属于有机磷杀虫剂,总滴滴涕、呋喃丹,和速灭磷被确认为是最具风险隐患的杀虫剂。重金属As在草药中显示出最高的非癌症和癌症风险。本研究是时空尺度大规模的药用植物外源性有害残留物检测及风险评估,为标准制定、药用植物规模化生产管理体系的建立及质量监管提供了数据支撑及依据。
韩家骏[2]（2017）在《两类典型农药环境流行病学调查》文中进行了进一步梳理农药的长期低剂量暴露可能对人体健康产生负面影响。本论文以环境流行病学为指导方法,检测并分析了北京、太原以及忻州三个城市市售蔬菜的农药残留情况,并且通过分析太原市和忻州市冠心病、胃癌、乳腺癌患者以及健康人群尿液中的3种拟除虫菊酯代谢物和18种有机氯农药的含量,研究了农药暴露与上述三种慢性疾病发病风险的相关性。本次农药残留调查涉及18种蔬菜143份样品。共有29种农药检出,包括15种杀虫剂,3种除草剂以及11种杀菌剂。其中有四种国家禁用和限用的农药,分别为甲拌磷、地虫硫磷、克百威以及杀虫脒。有农药检出的样品比例最高的是茼嵩、胡萝卜、辣椒以及菠菜,都达到了 100%,同时有5种以上农药残留的样品比率最高的是蒜黄,比例为50%,但大多数的农残均在中国的最高残留限量以下;检出的残留超标的样品比率最高的蔬菜也是蒜黄,比例为75%。同时值得注意的是从农药残留的角度来看精品菜并没有更安全,上述的三种指标精品菜检出的比例均高于散装菜。结果显示北京的样品质量较高,这有可能是因为相对于二三线城市,北京的检验检疫工作更加完善,农药监管更加严格。在农药暴露与冠心病发病风险相关性研究种中发现,尿液中顺式菊酸、反式菊酸、3-PBA以及代谢物总量与冠心病发病率的比值比（OR值）和95%置信区间分别为:ORT3vsT1=6.86;95%CI:2.76-17.06;ORT3vsT1=6.94;95%CI:2.80-17.19;3-PBA:ORT3vsT1=3.62;95%CI:1.48-8.88;ORT3vsT1=4.55;95%CI:1.80-11.54。并且所有指标的趋势p值均小于0.05,表明尿液中三种拟除虫菊酯代谢物和代谢物总量与冠心病的发病风险呈显着正相关。在农药暴露与胃癌的发病风险相关性研究中没有发现本次所研究的拟除虫菊酯和有机氯类农药暴露与胃癌发病风险有相关性的依据。对于非浸润性乳腺癌来说,六氯苯的OR值为ORT3vsT1=3.84;95%CI:1.50-9.82,趋势p值小于0.05,与非浸润性乳腺癌存在较强的正相关;对于浸润性乳腺癌来说,六氯苯和∑HCHs的OR 值均大于1,分别为ORT3vsT1=6.25;95%CI:2.39-16.35,ORT3vsT1=2.41;95%CI:1.05-5.52,且p值小于0.05,与浸润性乳腺癌的患病风险呈正相关。反式菊酸在非浸润性乳腺癌组和浸润性乳腺癌组中的 OR 值分别为 ORT3vsT1=19.93;95%CI:4.95-80.32;ORT3vsT1=14.55;95%CI:4.45-47.6,与两类乳腺癌发病率均呈很强的正相关关系。为了开发人体中随着环境变化而发生改变的的生物标记物,本人在美国加州大学联合培养期间还利用流行病学的方法研究了中国留学生在美国生活前和生活后唾液中固醇类化合物代谢组的变化。在唾液样品中检测到总共75种不同的类固醇。5种化合物的含量发生了显着性变化,其中雄烯二酮和3-甲氧基雌三醇的水平增加,而孕烯醇酮,胆固醇-3-SO4和胆固醇-3-Glu的水平降低。
王慧芳[3]（2016）在《DDT污染土壤原位生物修复》文中研究说明DDTs作为持久性有机污染物,在土壤中的降解半衰期几年到十几年不等,尽管已禁用多年,但在农业土壤中仍然常检出DDTs残留,部分地区检出率甚至高达100%,这些DDTs残留不仅对土壤生态系统造成影响,而且能通过食物链威胁人类健康。研究发现土壤微生物在DDTs残留降解过程中扮演主要角色,因此,微生物降解土壤中DDTs残留被认为是经济、高效、安全的方法。为建立一种DDT污染土壤原位生物修复技术,基于前期分离鉴定的DDT降解菌株DDT-1和田间土壤DDTs残留污染调查数据,开展了DDT-1菌剂对室内模拟土壤中DDTs残留的降解作用、对田间小区土壤中DDTs残留的降解作用及降解菌剂田间示范应用与修复安全性评估。主要研究结果如下：选择浙江慈溪某蔬菜基地开展土壤DDTs残留污染调查,结果表明三个区域DDTs残留浓度较高,平均残留浓度分别为0.2、0.19、0.18 mg/kg。选择DDTs残留浓度较高区域开展田间试验。室内模拟土壤中菌株DDT-1接种28天后,华家池中壤土、萧山砂壤土、金华重壤土p,p’-DDT降解率分别为24.5%、21.0%、20.9%,分别是未接种土壤的2.6倍、2.4倍、2.5倍,表明菌剂对不同土壤中p,p’-DDT残留均有较好的降解作用。田间小区试验中,菌剂接种210 d后,土壤中DDTs降解率为38.0%。选择1公顷DDTs高残留区域开展田问示范研究,菌剂使用420 d后,所有接种土壤中DDTs平均降解率为39.6%,其中露地土壤中DDTs平均降解率为38.7%,大棚土壤中DDTs平均降解率为42.1%；菌剂使用后大棚、露地翻耕土壤中DDTs降解率分别为49.4%和47.2%,高于其它未翻耕土壤,表明菌剂对大棚和露地土壤中DDTs残留均有较好的去除作用,并且翻耕能促进其降解。DDT-1降解菌剂修复过程中各接种处理土壤过氧化氢酶活性与未接种对照土壤基本相当,而土壤中性磷酸酶活性仅仅在菌剂使用后期略高于未接种对照土壤。DDT降解菌剂使用初期,露地未种植与种植土壤、大棚未翻耕与翻耕土壤、露地未翻耕与翻耕土壤微生物总体活性（AWCD值）和优势种群大小（Simpson指数）均高于相应未接种对照土壤,菌剂使用中后期,其土壤微生物总体活性和优势种群丰度逐步下降至未接种对照水平；而土壤微生物物种丰富度（Shannon指数）和均一性（McIntosh旨数）始终与未接种对照土壤相当：菌剂修复过程中各处理土壤微生物群落结构多样性与相应对照土壤类似,部分土壤微生物种属相对丰度发生一定变化,其中菌株DDT-1所在的寡养单胞菌属相对丰度呈现一个先上升后下降的趋势。因此,DDT-1降解菌剂的使用是生态安全的。
张昌朋,赵华,吴珉,蔡晓明,平立凤,何红梅,张春荣,胡秀卿,李振[4]（2013）在《我国小麦中农药残留及代谢研究进展》文中研究指明为全面了解小麦中农药残留量水平及代谢状况,合理评价小麦及其产品的质量安全和品质,综述了小麦中常用农药残留、代谢的研究现状及综合治理策略。有机磷类、有机氯类及其他一些常用农药在小麦及其产品中的残留水平较低,均未超过国家相关最大残留限量（MRL）标准;目前针对具有典型代谢产物的农药在小麦体内残留、代谢及转化规律的系统研究很少。提出了应进一步加强立法、建立高效的综合防治体系、继续实施小麦生产过程中农药残留监控、加强小麦流通领域的监督抽查力度等农药残留的综合治理策略,可为农药在小麦上的安全合理使用、提高小麦及其产品的质量安全及品质提供参考。
崔庆兰[5]（2011）在《太湖不同营养级水生生物体中多氯联苯和有机氯农药的分布特征及其健康风险初探》文中研究指明本论文选择太湖7种人们经常食用的水生生物（河蚌、田螺、虾、鲤鱼、刀鲚、秋刀鱼、昂刺鱼）作为研究对象,确定了各生物体所在的营养级,分析研究了各水生生物体中28种多氯联苯（PCBs）和8种有机氯农药（OCPs）的分布特征,并进行了健康风险初探。研究结果如下：（1） PCBs和OCPs在太湖河蚌、田螺、虾、鲤鱼、刀鲚、秋刀鱼、昂刺鱼7种水生生物体内,除CB-77没有检出以外,其余的27种PCBs和8种OCPs全部检出；PCBs的检出率为96.43%,OCPs的检出率为100%。（2）所有样品中的Σ28PCBs干重为18.75～103.79ng/g、湿重为8.67～27.60ng/g;所有样品中的Σ8OCPs干重为35.12-264.18ng／g、湿重为13.98～70.26ng/g。不同物种之间的Σ28PCBs、Σ8OCPs差异较大。本研究中的太湖7种水生生生物体内的PCBs和OCPs的浓度水平基本处于世界范围内的中低水平。（3）各生物体内Σ28PCBs、Σ8OCPs的高低顺序与其所在营养级的高低顺序基本一致,即河蚌、田螺、虾、鲤鱼、刀鲚、秋刀鱼、昂刺鱼体内的Σ28PCBs、 Σ8OCPs基本随着营养级的升高而增大,但并不严格一致,导致这种差别的原因可能与所采样品的个体大小、生长时间（即年龄）、生存环境、生活习性、食性、食物链的长度与结构的变化、脂肪含量、生物的性别等因素有关,具体原因有待进一步的试验验证与研究。总体而言,PCBs和OCPs在河蚌、田螺、虾、鲤鱼、刀鲚、秋刀鱼和昂刺鱼体内具有生物累积和生物放大效应。（4）太湖河蚌、田螺、虾、鲤鱼、刀鲚、秋刀鱼、昂刺鱼7种水生生物体内的PCBs没有超过GB2762-2005规定的限量,OCPs没有超过GB2762-2005中规定的再残留限量,符合国家食品卫生安全标准。通过初步的健康风险评估,发现成年人食用太湖河蚌、田螺、虾、鲤鱼、刀鲚、秋刀鱼和昂刺鱼7种水生生物既不具有致癌风险也不具有非致癌风险。
李敬光,赵云峰,吴永宁[6]（2011）在《我国持久性有机污染物人体负荷研究进展》文中指出持久性有机污染物所造成的污染已经成为全球性的环境问题.关于由其污染导致的环境和健康损害的研究是当前环境科学的热点之一.我国正处在经济快速发展时期,环境污染对居民健康的潜在危害尤其值得关注.本文对近年来有关我国居民持久性有机污染物的人体负荷的研究进展进行综述,为我国进一步开展相关研究提供参考.
殷中华[7]（2010）在《长残留有机氯、有机磷农药降解菌的应用研究》文中研究表明以本实验室分离的六六六降解菌株BHC-A（Sphingomonas sp. BHC-A）和DDT降解菌株Wax（Pseudoxanthomonas sp. Wax）为试验材料,在盆钵土壤条件下,人工接种降解菌BHC-A和Wax于受六六六和DDT污染的土壤15d后,淹水状态下土壤中六六六和DDT降解率分别为82.7%和73.9%,而对照组土壤中六六六和DDT自然降解率分别为6.35%和5.1%;非淹水状态下处理土壤中六六六和DDT降解率分别为73.1%和68.5%。而对照土壤中六六六和DDT自然降解率分别为5.4%和4.3%。不同持水量土壤中,人工接种降解菌BHC-A和Wax可显着地促进土壤中六六六和DDT的降解,且淹水状态下降解效果要优于非淹水状态。不同类型土壤中人工接种降解菌BHC-A和Wax可有效地促进六六六和DDT降解。用BHC-A和Wax降解菌液浸种能提高水稻和油菜种子的发芽率。降解菌BHC-A和Wax对水稻生长有促进的同时,还可解除六六六和DDT农药对水稻的毒害作用。六六六和DDT对土壤中微生物有较强的抑制作用,但随着微生物对外界环境的适应这种抑制则有所减弱：DDT的抑制作用具有选择性,其在短时间内可刺激土壤中真菌的生长;人工接种降解菌株BHC-A和Wax后,可在不同程度上消除农药对土壤中微生物的影响,利于微生物数量的恢复,随着时间的延长,由于土着微生物的竞争关系,降解菌生长受到影响,使得残留的农药在一定程度上仍对土壤中微生物有影响。田间小区试验条件下,人工接种降解菌BHC-A和Wax于受六六六和DDT污染的稻田土壤中4个月后,处理组土壤中六六六和DDT降解率分别为96%和91.22%;而未接种的土壤中六六六和DDT自然降解率分别为17.46%和14.86%。平板计数表明降解菌数量在土壤中随着时间的推移呈现下降趋势,说明其在稻田土壤中不会成为优势菌群,环境释放是安全的。人工接种降解菌BHC-A和Wax于土壤和作物表面后,处理区稻米中六六六和DDT较对照区相比降解率分别为85.9%和100%;人工接种降解菌剂对水稻生物量和产量具有一定的促进作用,其中每穗实粒数、千粒重和亩产量分别提高了4.57%、5.81%和5.35%；降解菌剂还可提高稻米中氨基酸含量,促进稻米对Zn、Cu、Mn等矿质元素的吸收,改善稻米品质。不同土壤条件下,人工接种降解菌BHC-A和Wax于受六六六和DDT污染的土壤2个月后,齐河3和东袁农场试验基地土壤中未检测到六六六残留,降解率达100%；齐河1、齐河2、枣庄和胶南海青试验基地土壤中六六六降解率分别为83.02%、85.37%、68.2%和63.9%,菌株BHC-A对不同耕作方式土壤中六六六残留修复效果顺序为：稻田土、紫薯地>杂粮土>花生土>茶园土>石榴土：齐河3试验基地土壤中未检出DDT残留.降解率达到100%：东袁农场、齐河2、枣庄和胶南海青试验基地土壤中DDT降解率分别为95.4%、92.59%、63.83%和55.81%,菌株Wax对不同耕作方式土壤DDT残留修复效果顺序为：紫薯土>稻田土>杂粮土>石榴土>茶园土。人工接种降解菌BHC-A和Wax可有效的去除稻米和茶叶中六六六和DDT残留,而对石榴中六六六去除率比较低。大田土壤条件下,以本实验室分离的毒死蜱降解菌株Sphingomonas sp. Dsp-2和甲基对硫磷（MP）降解菌株Pseudomonas putida DLL-1为试验材料,人工接种菌株Dsp-2于污染的稻田土壤15d后,与对照区相比可使毒死蜱降低76.7%,有效地加速土壤中毒死蜱的降解：4个月后,对照区土壤中毒死蜱自然降解率为73.7%,而处理区土壤中未检测到毒死蜱残留;菌株Dsp-2对稻米中毒死蜱的去除率为100%;人工接种菌株DLL-1于污染的石榴园土壤2个月后,与对照区相比可使甲基对硫磷进一步降低51.6%,有效地加速土壤中甲基对硫磷的降解：菌株DLL-1对石榴中甲基对硫磷残留降解效果不明显。人工接种高效农药残留降解菌株能有效降低土壤和农产品中农药残留,为生产出安全、放心的农产品提供基础,从而为改善生态环境、保护人类健康提供依据。
蒋金会[8]（2010）在《DDT和DDE降解细菌的筛选和降解特性的研究》文中研究说明本文以有机氯杀虫剂DDT及其初级降解产物DDE作为研究对象,采用富集分离法筛选出一株能够同时降解DDT和DDE的细菌——寡氧单胞菌（Stenotrophomonas sp.）DXZ9,并对该菌株进行了形态学、生理生化及16S rDNA鉴定,还对降解微生物的富集分离、环境条件对DXZ9菌株降解能力的影响以及该菌的降解特性等方面进行了系统的讨论,主要研究内容如下:1.介绍了DDT和DDE的理化性质,国内外应用DDT概况,以及由于其广泛应用所带来的环境污染问题;在对前人工作总结分析的基础上,对DDT和DDE在环境介质中的残留动态、降解代谢、生态毒理及微生物降解进行了全面系统的综述;进而提出了作者要研究的问题。2.通过富集培养法和直接培养法分离出数株DDT和DDE的降解菌,同时研究本实验室内已有的菌株对DDT和DDE的降解能力,最终获得4株DDT的高效降解细菌和2株DDE的高效降解细菌。DDT的降解菌在30℃、中性条件下,5d内对10mg·L-1的DDT的降解率均达到45%以上,其中以DXZ9、DXZ27、DXZ31对DDT的降解率最高;DDE的2株降解菌在相同条件下对DDE的降解率达到35%以上,其中以DXZ9最高。通过比较最终选定高效降解细菌DXZ9作为下一步深入研究的菌株,通过对其形态、生理生化特征及16S rDNA的分析,最终经过鉴定此菌株属于寡氧单胞菌属（Stenotrophomonas sp.）。3.测定了不同时间、pH、温度及底物浓度对细菌降解能力和生长量的影响。结果表明,该菌株5d内对10mg·L-1DDT的降解率高达55.0%,对10mg·L-1DDE的降解率高达39.88%;pH 6.08.0时降解率达到最大,细菌的生长量在中性和偏碱性的条件下较大;在底物浓度为10mg·L-1时降解率最大,该菌具有较强的耐受能力,当DDT和DDE浓度达到150mg·L-1时仍能生长;细菌的生长和降解需要适宜的温度,30℃培养时,降解率和生长量最大。4. DDT和DDE初步代谢产物的分析:本研究中通过GC-MS分析,使用PE自带数据库分析系统,结合人工物质解析。初步确定菌株DXZ9对p,p′-DDT的代谢产物可能为p,p′-DDE、p,p′-DDD、1-Hexyl-2- Nitrocyclohexane、9-Methylidenefluorene,DXZ9对DDE的代谢产物可能为1-Hexyl-2-Nitrocyclohexane、9-Methylidenefluorene。
周婷婷[9]（2009）在《巢湖沉积物中的有机氯农药的残留特征和风险评价》文中研究说明巢湖位于安徽省中部,属长江下游左岸水系,是我国五大淡水湖之一,也是安徽境内最大的湖泊。因此对周边地区的经济发展和人民生活都起着举足轻重的作用。近年来,由于工农业生产的发展,巢湖水体污染日益严重,直接影响着人民的生活质量,威胁着人类健康。对巢湖水体沉积物的污染状况进行评价,已刻不容缓。为了了解巢湖的有机氯农药污染现状,沉积物中各污染物的潜在生态危害程度,本文通过对巢湖及主要支流的表层沉积物进行了采样测定,对其分布特征进行了分析,并对残留在沉积物中的污染物进行了生态风险评价。同时对沉积物中的有机氯的含量的垂直分布进行了调查研究。1.研究结果表明,在19种目标污染物中,沉积物中检出了α- HCH、β- HCH、γ- HCH、δ- HCH、4,4’-DDE、4,4’-DDD、o,p’-DDT、P,P’-DDT、六氯苯、七氯、艾氏剂、硫丹Ⅰ、硫丹Ⅱ、环氧七氯、硫丹硫酸酯十五种有机氯化合物。总含量的范围为8.26～129.27ng/g,平均值为50.65ng/g。其中DDTs和HCHs均有检出,平均值分别为29.02 ng/g和11.77ng/g。检出含量最大的就是DDTs,总含量为261.18 ng/g,占总有机氯农药含量的57﹪左右。含量最小的是六氯苯,平均含量是0.78 ng/g。2.有机氯农药在沉积物中的垂直分布从上往下大体呈递减趋势;且OCPs的最高含量都出现在上层沉积物中,说明巢湖东半湖及各主要支流的沉积物中有机氯农药主要集中在0-3cm的表层。3.根据DDT及生物降解产物DDE和DDD的含量比例来推测DDTs的来源,DDE/DDD比值可指示DDT降解条件,受DDT污染的土壤经长期风化后,DDT/（DDD+DDE）小于1,所测沉积物中DDT/（DDE+DDD）比值小于2时,认为DDTs是来自于早期残留或者施用农药后的长期风化残留。一般认为来自土壤的DDT多为好氧微生物降解形成产物DDE。从所测各点DDT和降解产物DDE、DDD的比值来看,湖内各点位DDT的降解主要以好氧的降解产物DDE为主。4.对比国内外的其他水系沉积物中有机氯农药残留量水平,巢湖沉积物中有机氯农药污染总体处于中等水平。5.本文采用Ingersoll风险评估标准评价巢湖有机氯农药的生态风险。根据检测,样品沉积物中有机氯农药存在相当量的有机残留大于ERL,说明沉积物中含有机氯农药毒性风险都已大于25%,而且也有相当量的有机残留大于ERM,所以巢湖水体沉积物中的有机氯农药存在一定的生态风险,该区域河流表层沉积物OCPs可能对生态环境造成危害。
肖春艳[10]（2009）在《典型POPs在湿地环境中的赋存特征及其迁移转化规律研究 ——以黄河湿地孟津段为例》文中认为以孟津黄河湿地国家级自然保护区扣马段为研究对象,采用野外调查和实验室模拟相结合的方法,系统研究了典型POPs（有机氯农药）在湿地环境中水体—沉积物间的赋存特征以及典型POPs（有机氯农药）在土壤——水体系内迁移转化规律,结果表明:（1）研究区表层水体中ΣHCHs和ΣDDTs含量均未超过地表水环境质量标准,但表层沉积物中有机氯农药存在一定的生态风险。表层水体及沉积物中有机氯农药含量及分布特征季节性变化明显,从高到低依次为:丰水期>平水期>枯水期,研究结果总体表明研究区水体及沉积物中有机氯农药的来源具有面源污染特征。（2）有机氯农药各组分在湿地水体——沉积物的迁移过程中,HCHs在水体中含有较高的比例,而沉积物中仅检出DDTs。有机氯农药组分分布特征表明,表层水体中HCH各异构体主要转化为β-HCH、DDT未发生降解;表层沉积物中,平水期和丰水期DDT未发生降解,而枯水期则以DDT好氧降解为主。（3）降雨过程中,表层径流中有机氯农药的输出量高于土壤渗流液。土壤径流中有机氯农药浓度的输出呈现先下降后平缓的趋势。土壤有机质影响着降雨过程中有机氯农药浓度的输出变化趋势。泥炭土径流中有机氯农药的输出量相对较高。通过对土壤表层径流和渗流液中HCHs和DDTs含量的分析,结果表明,HCHs较DDTs更易向水体中迁移。（4）有机氯农药残留总量沿土壤剖面的总体变化趋势为随深度增加而下降,其峰值出现在0～5 cm,反映了污染物的转移规律。HCHs峰值多出现在土壤亚表层（5～15 cm）;DDTs在土壤深层含量远远低于表层（5～15 cm）,其在土壤中的纵向迁移能力小于HCHs。泥炭土中有机氯农药的残留量最低。泥炭土、黄土和砂土中有机氯农药含量的峰值均出现在第二次和第三次采样时间,但在30 d后有机氯农药的残留量仍较高,表明有机氯农药在土壤中残留时间长,存在着一定的生态风险。30 d后泥炭土和黄土中HCHs各异构体间有转化,而DDT未发生转化。（5）淹水条件下,土壤表层溶液中HCHs浓度随时间呈先上升后下降的趋势。泥炭土中表层溶液中HCHs浓度最低、黄土中表层溶液中HCHs浓度稍高于砂土,表明在淹水情况下,泥炭土中HCHs不易从土壤迁移到水体中;淹水条件下,碱性土壤表层溶液中HCHs浓度最低,表明pH值较高时有利于土壤中HCHs降解,从而使得土壤迁移到水体中的HCHs浓度低。
二、威海市农产品及人乳中有机氯农药残留量的调查（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、威海市农产品及人乳中有机氯农药残留量的调查（论文提纲范文）
（1）药用植物多农残重金属的大样本检测及综合风险评估（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩略表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1. 药用植物外源性有害残留物污染情况 |
| 1.1 农残及重金属超标问题普遍 |
| 1.2 农残及重金属主要类型及危害 |
| 1.3 农残及重金属产生途径 |
| 2. 药用植物农残及重金属的检测方法 |
| 2.1 农残前处理方法 |
| 2.2 农残检测方法 |
| 2.3 重金属前处理方法 |
| 2.4 重金属检测方法 |
| 3. 农残及重金属的标准与风险评估 |
| 3.1 外源性有害残留物的限量标准 |
| 3.2 药用植物外源性有害残留物风险评估总则 |
| 3.3 农残及重金属的暴露评估 |
| 参考文献 |
| 前言 |
| 1.选题背景 |
| 2.研究内容 |
| 3. 技术路线图 |
| 第二章 药用植物的多农药残留检测 |
| 1. 实验材料 |
| 2. 实验方法 |
| 2.1 样品前处理 |
| 2.2 UPLC-MS/MS条件 |
| 2.3 APGC-MS/MS条件 |
| 3. 数据分析 |
| 3.1 检出率的计算 |
| 3.2 超标率的计算 |
| 3.3 农残相关参数来源 |
| 4. 结果与分析 |
| 4.1 药用植物中农残的检出率 |
| 4.2 药用植物中禁用农药检出率 |
| 4.3 药用植物中农残的超标率 |
| 第三章 药用植物多残留农药的综合风险评估 |
| 1. 数据分析方法 |
| 1.1 膳食风险评估 |
| 1.2 风险安全序数 |
| 1.3 健康影响评估 |
| 2. 结果与分析 |
| 2.1 膳食风险评估 |
| 2.2 风险安全序数 |
| 2.3 健康影响评估 |
| 3. 讨论 |
| 第四章 药用植物的重金属检测 |
| 1. 实验材料 |
| 1.1 样品采集 |
| 1.2 对照品储备液的制备 |
| 1.3 对照品标准曲线的制备 |
| 1.4 内标溶液的制备 |
| 2. 实验方法 |
| 2.1 样品前处理 |
| 2.2 仪器与试剂 |
| 2.3 仪器条件 |
| 2.4 方法学指标 |
| 3. 数据分析 |
| 3.1 重金属的检出率 |
| 3.2 重金属的超标率 |
| 4. 结果与分析 |
| 4.1 重金属的检出率 |
| 4.2 重金属的超标率 |
| 第五章 药用植物重金属的综合风险评估 |
| 1. 数据分析 |
| 1.1 膳食风险评估 |
| 1.2 非癌症风险评估 |
| 1.3 癌症风险评估 |
| 2. 结果与分析 |
| 2.1 膳食风险评估 |
| 2.2 非癌症风险评估 |
| 2.3 癌症风险评估 |
| 3. 讨论 |
| 总结与展望 |
| 1. 结论 |
| 2. 创新性 |
| 3. 展望 |
| 参考文献 |
| 后记 |
| 研究生期间成果 |
| 附录 |
| 表S1 药用植物中常检出农残的国际标准 |
| 表S2.1 LC-MS/MS检测的1000批次药用植物样本清单 |
| 表S2.2 GC-MS/MS检测的771批次药用植物样本清单 |
| 表S3.1 136种农残及其相关参数列表 |
| 表S3.2 LC-MS/MS检测的98种标准曲线及R~2 |
| 表S3.3 GC-MS/MS检测的44种标准曲线及R~2 |
| 表S3.4 LC-MS/MS检测的98种农残的保留时间及离子对 |
| 表S3.5 GC-MS/MS检测的44种农残的保留时间及离子对 |
| 表S4 136种农残的检出率及超标率 |
| 表S5 药用植物中检出农药个数、禁用农药个数及超标农药个数 |
| 表S6 1773批次药用植物重金属检测清单及检测结果 |
| 表S7.1 ICP-MS测定薄荷药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.2 ICP-MS测定穿心莲药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.3 ICP-MS测定大青叶药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.4 ICP-MS测定枸杞药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.5 ICP-MS测定广金钱草药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.6 ICP-MS测定红花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.7 ICP-MS测定金银花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.8 ICP-MS测定菊花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.9 ICP-MS测定款冬花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.10 ICP-MS测定连翘药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.11 ICP-MS测定木瓜药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.12 ICP-MS测定女贞子药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.13 ICP-MS测定蒲公英药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.14 ICP-MS测定山银花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.15 ICP-MS测定山茱萸药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.16 ICP-MS测定酸枣仁药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.17 ICP-MS测定吴茱萸药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.18 ICP-MS测定五味子药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.19 ICP-MS测定鱼腥草药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.20 ICP-MS测定栀子药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.21 ICP-MS测定枳壳药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.22 ICP-MS测定紫苏叶药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.23 ICP-MS测定车前草药材中5种元素方法学验证 |
| 图S1.1 五种药用部位中五种重金属的主成分分析(PCA) |
| 图S1.2 32个产区中五种重金属的主成分分析(PCA) |
| 图S2 五种药用部位中五种重金属的SPEARMAN相关性分析 |
| 图S3 五种药用部分五种重金属的相似性分析(ANOSIM) |
| 图9、10、11的图注 |
| 中医药科技查新报告书 |
（2）两类典型农药环境流行病学调查（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 有机氯农药的研究进展 |
| 1.3 拟除虫菊酯类农药的研究进展 |
| 1.4 环境流行性病学研究方法 |
| 1.5 课题研究意义及内容 |
| 第二章 蔬菜中的农药残留监测 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 农药暴露与冠心病发病风险的相关性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 农药暴露与胃癌发病风险的相关性研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 农药暴露与乳腺癌发病风险的相关性评估 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 居住环境改变对人体固醇类化合物代谢组的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.4. 小结 |
| 第七章 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（3）DDT污染土壤原位生物修复（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 DDT简介 |
| 1.2 环境中DDTs残留现状 |
| 1.2.1 土壤中DDTs残留现状 |
| 1.2.2 水体、沉积物中DDTs残留现状 |
| 1.2.3 生物体内DDTs残留现状 |
| 1.3 土壤中DDTs残留的危害 |
| 1.3.1 DDTs对人类健康危害 |
| 1.3.2 DDTs残留对土壤动物的的影响 |
| 1.3.3 DDTs残留对土壤微生物影响 |
| 1.3.4 DDTs残留对土壤呼吸和酶活性的影响 |
| 1.4 土壤中DDTs残留污染修复技术 |
| 1.4.1 土壤中DDTs残留污染物理/化学修复 |
| 1.4.2 土壤中DDTs残留植物修复 |
| 1.4.3 土壤中DDTs残留微生物修复 |
| 1.5 土壤中DDTs污染生物修复安全性评价 |
| 1.6 本文研究目的和意义 |
| 第二章 蔬菜基地土壤DDTs残留污染调查 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 药品与试剂 |
| 2.2.2 主要仪器与设备 |
| 2.2.3 供试蔬菜基地 |
| 2.2.4 土壤取样 |
| 2.2.5 土壤中DDTs残留的提取与净化 |
| 2.2.6 GC检测条件与定量方法 |
| 2.2.7 土壤中DDTs添加回收率实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 土壤中DDTs的添加回收率 |
| 2.3.2 蔬菜基地土壤DDTs残留调查结果 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 蔬菜基地DDTs污染土壤原位生物修复 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 药品与试剂 |
| 3.2.2 仪器和设备 |
| 3.2.3 供试菌株与降解菌剂制备 |
| 3.2.4 室内模拟试验供试土壤 |
| 3.2.5 室内模拟试验土壤处理 |
| 3.2.6 田间试验区域选择与设计 |
| 3.2.6.1 田间小区试验设计 |
| 3.2.6.2 大田示范应用区域设计 |
| 3.2.7 土壤中DDTs残留的提取与净化 |
| 3.2.8 土壤中DDTs残留的检测 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 室内模拟土壤中DDT-1菌剂对p,p'DDT的降解作用 |
| 3.3.2 DDT-1菌剂对田间小区土壤中DDTs残留的降解作用 |
| 3.3.3 DDT-1菌剂田间示范土壤中DDTs残留的降解特征 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 DDT-1菌剂田间示范应用生态安全性评价 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 药品试剂 |
| 4.2.2 仪器和设备 |
| 4.2.3 大田示范土壤采样 |
| 4.2.4 土壤酶活性测定 |
| 4.2.4.1 过氧化氢酶测定方法 |
| 4.2.4.2 中性磷酸酶活性测定方法 |
| 4.2.5 BIOLOG ECO微平板分析 |
| 4.2.6 MiSeq测序 |
| 4.2.6.1 土壤总DNA提取 |
| 4.2.6.2 土壤总DNA检测 |
| 4.2.6.3 PCR扩增引物、体系与条件 |
| 4.2.7 统计分析 |
| 4.2.7.1 土壤酶活性分析 |
| 4.2.7.2 BIOLOG ECO微平板AWCD分析 |
| 4.2.7.3 土壤微生物群落功能多样性分析 |
| 4.2.7.4 土壤微生物群落结构多样性分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 DDT-1菌剂大田示范应用对土壤酶活性的影响 |
| 4.3.1.1 土壤过氧化氢酶活性变化 |
| 4.3.1.2 土壤中性磷酸酶活性变化 |
| 4.3.2 菌剂修复过程中土壤微生物功能多样性的变化 |
| 4.3.2.1 土壤微生物群落AWCD值的变化 |
| 4.3.2.2 土壤微生物群落功能多样性指数的变化 |
| 4.3.3 菌剂修复过程中土壤微生物群落结构多样性变化 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及攻读期成果 |
（4）我国小麦中农药残留及代谢研究进展（论文提纲范文）
| 1 小麦中农药残留及代谢现状 |
| 1.1 有机磷类农药 |
| 1.2 有机氯类农药 |
| 1.3 具有典型代谢产物的农药 |
| 1.4 其他常用农药 |
| 2 小麦生产中农药残留的综合治理策略 |
| 2.1 加强立法, 健全管理及监督机制 |
| 2.2 加强小麦田用药选择, 建立高效的综合防治体系 |
| 2.3 引导农民科学、合理用药, 强化小麦生产过程中农药的安全使用 |
| 2.4 健全无公害小麦技术标准体系, 开展小麦生产过程中的农药残留监控 |
| 2.5 加强小麦流通领域监督抽查力度及农药残留快速检测技术建设 |
| 2.6 重视开展收获后小麦中残留农药的消解和去除研究 |
| 3 小结 |
（5）太湖不同营养级水生生物体中多氯联苯和有机氯农药的分布特征及其健康风险初探（论文提纲范文）
| 目录 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 多氯联苯(PCBs)和有机氯农药(OCPs)简介 |
| 1.1.1 多氯联苯(PCBs)简介 |
| 1.1.2 有机氯农药(OCPs)简介 |
| 1.2 环境中的PCBs和OCPs及其研究现状 |
| 1.2.1 水体中的PCBs和OCPs |
| 1.2.1.1 水体中的PCBs |
| 1.2.1.2 水体中的OCPs |
| 1.2.2 沉积物中的PCBs和OCPs |
| 1.2.2.1 沉积物中的PCBs |
| 1.2.2.2 沉积物中的OCPs |
| 1.2.3 生物体中的PCBs和OCPs |
| 1.2.3.1 生物体中的PCBs |
| 1.2.3.2 生物体中的OCPs |
| 1.2.4 人体中的PCBs和OCPs |
| 1.3 POPs生物积累与生物放大的机制及其影响因素 |
| 1.3.1 POPs生物积累与生物放大的机制 |
| 1.3.2 POPs生物积累与生物放大的影响因素 |
| 1.3.2.1 生物所处的营养级与生物个体大小 |
| 1.3.2.2 生物所处的生境 |
| 1.3.2.3 食物链长度与结构 |
| 1.3.2.4 其他因素的影响 |
| 1.4 健康风险评估简介 |
| 1.5 本论文研究内容 |
| 第二章 生物样品中PCBs及OCPs分析方法的探索 |
| 2.1 生物样品中PCBs和OCPs分析方法简介 |
| 2.1.1 样品干燥 |
| 2.1.2 样品提取 |
| 2.1.3 样品纯化 |
| 2.1.3.1 初级纯化 |
| 2.1.3.2 二级纯化 |
| 2.1.4 GC分析检测 |
| 2.2 加速溶剂萃取法提取生物样品中PCBs和OCPs的研究 |
| 2.3 生物样品中脂肪去除方法的研究 |
| 2.4 二级纯化 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 太湖不同营养级水生生物体中PCBs和OCPs的分布特征研究及其健康风险初探 |
| 3.1 样品采集 |
| 3.2 样品前处理 |
| 3.3 GC-ECD分析 |
| 3.4 质量保证及质量控制 |
| 3.5 各生物体的营养级关系 |
| 3.6 太湖不同营养级水生生物体中PCBs和OCPs的分布特征 |
| 3.6.1 不同营养级水生生物体中PCBs和OCPs的分布特征 |
| 3.6.2 太湖不同营养级水生生物体中PCBs和OCPs的可能来源追踪 |
| 3.7 太湖不同营养级水生生物体中PCBs和OCPs的健康风险初探 |
| 3.8 小结 |
| 第四章 研究特色与展望 |
| 4.1 研究特色 |
| 4.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（6）我国持久性有机污染物人体负荷研究进展（论文提纲范文）
| 1 有机氯农药 |
| 2 二恶英类物质 |
| 3 多溴联苯醚 |
| 4 全氟辛烷磺酸和全氟辛烷酸 |
| 5 六溴环十二烷 |
（7）长残留有机氯、有机磷农药降解菌的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号与缩略语说明 |
| 前言 |
| 文献综述 |
| 一、农药的发展与现状 |
| 二、农药危害及污染现状 |
| 1 农药对土壤的影响 |
| 2 农药对水体的影响 |
| 3 农药对大气的影响 |
| 4 农药对生物体的影响 |
| 三、有机氯农药污染现状 |
| 1 土壤中有机氯农药污染 |
| 2 农产品中有机氯农药污染 |
| 3 生物体中有机氯农药污染 |
| 四、有机氯农药微生物降解研究进展 |
| 五、有机磷农药污染现状 |
| 六、有机磷农药微生物降解研究进展 |
| 参考文献 |
| 第一章 盆钵条件下有机氯农药降解菌对污染土壤的修复 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.3 数据测定 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 供试土壤理化性质 |
| 2.2 平皿促发芽试验 |
| 2.3 菌株BHC-A和Wax对土壤中六六六和DDT的降解 |
| 2.4 菌株BHC-A和Wax对不同类型土壤中六六六和DDT的降解 |
| 2.5 降解菌剂对水稻生长的影响 |
| 2.6 不同处理土壤中可培养微生物数量的变化情况 |
| 3 讨论 |
| 参考文献 |
| 第二章 有机氯农药降解菌的田间小区应用研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.3 数据测定 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 供试土壤理化性质 |
| 2.2 菌株BHC-A对稻田土壤中六六六残留的降解 |
| 2.3 菌株Wax对稻田土壤中DDT残留的降解 |
| 2.4 菌株BHC-A与Wax在稻田土壤中存活能力 |
| 2.5 降解菌剂对稻米中六六六和DDT的去除效果 |
| 2.6 降解菌剂对水稻生物量及产量的影响 |
| 2.7 降解菌剂对稻米中氨基酸变化的影响 |
| 2.8 降解菌剂对稻米中矿质元素变化的影响 |
| 3 讨论 |
| 参考文献 |
| 第三章 不同土壤条件下有机氯农药降解菌的田间应用研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.1.1 供试菌株 |
| 1.1.2 菌剂发酵 |
| 1.1.3 仪器及试剂 |
| 1.2 试验地点 |
| 1.3 试验方案 |
| 1.4 样品采集与处理 |
| 1.5 土壤理化性质的测定 |
| 1.6 土壤中六六六和DDT残留检测 |
| 1.7 农产品中六六六和DDT残留检测 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 各试验区土壤理化性质 |
| 2.2 各试验区土壤中六六六和DDT初始残留量 |
| 2.3 菌株BHC-A和Wax对不同土壤中六六六和DDT残留的降解 |
| 2.4 菌株BHC-A和Wax对不同作物中六六六和DDT残留的降解 |
| 3 讨论 |
| 参考文献 |
| 第四章 有机磷农药降解菌的田间应用研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试材料 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.3 农药残留的检测 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 菌株DSP-2对土壤中毒死蜱的降解 |
| 2.2 菌株DSP-2对稻米中毒死蜱的降解 |
| 2.3 菌株DLL-1对土壤中甲基对硫磷的降解 |
| 2.4 菌株DLL-1对石榴中甲基对硫磷的降解 |
| 3 讨论 |
| 参考文献 |
| 全文总结 |
| 附录一 文中所用培养基 |
| 附录二 检测报告及应用证明 |
| 致谢 |
（8）DDT和DDE降解细菌的筛选和降解特性的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 英文缩略表 |
| 1 前言 |
| 1.1 DDT 和DDE 的结构及理化性质 |
| 1.2 DDT 的应用概况 |
| 1.3 DDT 在应用中存在的问题 |
| 1.4 DDT 和DDE 在环境中的残留状况 |
| 1.4.1 DDT 在土壤中的残留 |
| 1.4.2 DDT 在水体中的残留 |
| 1.4.3 DDT 在大气中的残留 |
| 1.4.4 DDT 在生物中的残留 |
| 1.4.5 DDE 在环境中的残留 |
| 1.5 DDT 和DDE 的生态毒理学效应 |
| 1.5.1 DDT 和DDE 对生物的毒理学效应 |
| 1.5.2 DDT 和DDE 对人体的毒理学效应 |
| 1.6 DDT 生物降解的研究进展 |
| 1.6.1 DDT 动物降解的研究进展 |
| 1.6.2 DDT 植物降解的研究进展 |
| 1.6.3 DDT 微生物降解的研究进展 |
| 1.6.4 DDT 微生物降解的降解机制 |
| 1.6.4.1 细菌对DDT 降解途径 |
| 1.6.4.2 真菌对DDT 和DDE 降解途径的研究 |
| 1.7 本文研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 药品试剂 |
| 2.2 仪器设备 |
| 2.3 培养基 |
| 2.3.1 基础培养基 |
| 2.3.2 LB 富集培养基 |
| 2.4 细菌生长量的测定方法 |
| 2.5 液体培养基中DDT 及DDE 的提取及测定 |
| 2.5.1 培养液中DDT 的提取 |
| 2.5.2 DDT 及DDE 的测定 |
| 2.6 DDT 及DDE 降解率的计算 |
| 2.6.1 菌悬液对DDT 或DDE 降解率的计算 |
| 2.6.2 GC 测定 DDT 和 DDE 的含量 |
| 2.7 微生物的富集与分离 |
| 2.7.1 菌源的采集 |
| 2.7.2 降解微生物的富集、分离 |
| 2.8 DDT 降解细菌的筛选 |
| 2.8.1 菌悬液的制备 |
| 2.8.2 降解能力的测定 |
| 2.9 高效降解细菌DXZ9 的鉴定 |
| 2.9.1 细菌的菌落形态及鉴定 |
| 2.9.2 细菌的16S rDNA 鉴定 |
| 2.9.2.1 模板DNA 的提取 |
| 2.9.2.2 DNA 的纯化 |
| 2.9.2.3 配制PCR 反应液 |
| 2.9.2.4 PCR 反应条件 |
| 2.9.2.5 琼脂糖凝胶电泳 |
| 2.9.2.6 PCR 产物DNA 测序 |
| 2.9.2.7 结果比对 |
| 2.10 高效降解细菌DXZ9 的降解特性研究 |
| 2.10.1 菌株DXZ9 的生长曲线及DDT 或DDE 降解曲线 |
| 2.10.2 初始pH 值对降解细菌的生长和降解能力的影响 |
| 2.10.3 DDT 或DDE 浓度对降解细菌的生长和降解能力的影响 |
| 2.10.4 培养温度对降解细菌的生长和降解能力的影响 |
| 2.11 DDT 和DDE 代谢产物的分析 |
| 2.11.1 代谢产物分析降解液的准备及提取 |
| 2.11.2 气-质分析条件 |
| 2.11.3 图谱分析方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 DDT 和DDE 的GC-ECD 残留测定方法的建立 |
| 3.1.1 分析方法的线性关系与相关性 |
| 3.1.2 分析方法的可靠性. |
| 3.1.2.1 培养液中DDT 或DDE 残留测定方法的可靠性分析 |
| 3.1.2.2 DDT 和DDE 的气相色谱图 |
| 3.2 DDT 降解细菌的筛选及高效降解细菌DXZ9 鉴定 |
| 3.2.1 降解细菌的筛选 |
| 3.2.2 高效降解菌DXZ9 的鉴定 |
| 3.2.2.1 细菌的形态及生理生化鉴定 |
| 3.2.2.2 细菌的165 rDNA 鉴定 |
| 3.2.2.2.1 降解菌DXZ9 总DNA 提取 |
| 3.2.2.2.2 1651DNA 的扩增与测定结果 |
| 3.3 高效降解菌DXZ9 的降解特性研究 |
| 3.3.1 菌株DXZ9 的生长曲线与DDT 或DDE 降解曲线 |
| 3.3.2 初始pH 值对降解细菌生长及降解率的影响 |
| 3.3.3 DDT 和DDE 浓度对降解细菌的生长和降解能力的影响 |
| 3.3.4培养温度对降解细菌的生长和降解能力的影响 |
| 3.4 DDT 和DDE 代谢产物的分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 微生物对污染物的降解与转化 |
| 4.2 农药微生物降解的机理 |
| 4.2.1 农药微生物降解的阶段 |
| 4.2.2 农药微生物降解的途径 |
| 4.3 有机氯农药微生物降解效果的评价 |
| 4.4 DDT 和DDE 的生物降解研究 |
| 4.5 环境有益微生物的开发与农药生物降解研究展望 |
| 5 结论 |
| 5.1 筛选出数株DDT 和DDE 的高效降解细菌 |
| 5.2 明确了DDT 和DDE 高效降解细菌的降解特性 |
| 6 本研究创新之处 |
| 7 参考文献 |
| 8 附录 |
| 9 致谢 |
| 10 攻读硕士期间发表论文情况 |
（9）巢湖沉积物中的有机氯农药的残留特征和风险评价（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 术语与略语表 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 有机氯农药概述 |
| 1.1.1 有机氯农药的性质 |
| 1.1.2 有机氯农药的来源分析 |
| 1.1.3 有机氯农药在环境中的迁移转化行为 |
| 1.1.4 有机氯农药在我国的残留状况 |
| 1.2 有机氯农药分析方法概述 |
| 1.2.1 环境样品中有机氯农药的提取 |
| 1.2.2 环境样品中有机氯农药的净化 |
| 1.2.3 国内外有机氯农药的定量和定性分析 |
| 1.3 课题的研究目的和意义 |
| 1.3.1 研究的意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 药品与试剂 |
| 2.2 主要仪器和设备 |
| 2.3 样品的采集 |
| 2.3.1 采样点的布设 |
| 2.3.2 样品的采集和保存 |
| 2.4 样品的测定 |
| 2.4.1 样品的提取和净化 |
| 2.4.2 标准曲线的绘制 |
| 2.4.3 色谱条件 |
| 2.5 加标回收实验 |
| 2.6 检出限 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 方法的准确度、精密度和检出限 |
| 3.2 巢湖沉积物中有机氯农药残留状况 |
| 3.3 沉积物中有机氯农药垂直分布特征 |
| 3.4 巢湖主要支流沉积物中有机氯农药污染状况 |
| 3.5 巢湖主要支流沉积物中有机氯农药的垂直分布 |
| 3.5.1 南淝河沉积物中有机氯农药的垂直分布 |
| 3.5.2 上派河沉积物中有机氯农药的垂直分布 |
| 3.5.3 柘皋河沉积物中有机氯农药的垂直分布 |
| 3.5.4 丰乐河沉积物中有机氯农药的垂直分布 |
| 3.5.5 杭埠河沉积物中有机氯农药的垂直分布 |
| 3.5.6 白石山河沉积物中有机氯农药的垂直分布 |
| 3.6 巢湖沉积物中有机氯农药污染评价 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 在读期间发表的学术论文 |
（10）典型POPs在湿地环境中的赋存特征及其迁移转化规律研究 ——以黄河湿地孟津段为例（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 农药在环境中的积累、吸附和解吸特征 |
| 2.2 农药在环境中的迁移与转化特点 |
| 2.2.1 农药在区域环境中的迁移 |
| 2.2.2 挥发 |
| 2.2.3 扩散 |
| 2.2.4 降解 |
| 2.3 湿地农药污染研究现状 |
| 2.4 小结 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究区概况 |
| 3.1.1 地理位置 |
| 3.1.2 气象条件 |
| 3.1.3 土壤及植被条件 |
| 3.1.4 农业开发概况 |
| 3.2 研究内容及技术路线 |
| 3.2.1 研究内容 |
| 3.2.2 技术路线 |
| 4 黄河湿地孟津段水体及沉积物中有机氯农药赋存特征 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 试验设计 |
| 4.1.2 仪器与试剂 |
| 4.1.3 样品采集 |
| 4.1.4 样品处理 |
| 4.1.5 样品测定 |
| 4.1.6 数据处理 |
| 4.2 表层水体中有机氯农药含量和分布特征 |
| 4.2.1 表层水体中有机氯农药含量 |
| 4.2.2 表层水体中有机氯农药分布特征 |
| 4.3 表层沉积物中有机氯农药含量及分布特征 |
| 4.3.1 表层沉积物中有机氯农药含量 |
| 4.3.2 表层沉积物中有机氯农药分布特征 |
| 4.4 小结 |
| 5 有机氯农药在土壤—水体系内迁移转化过程的模拟研究 |
| 5.1 实验部分 |
| 5.1.1 供试土壤 |
| 5.1.2 仪器与试剂 |
| 5.1.3 试验设计 |
| 5.1.3.1 降雨——径流过程试验设计 |
| 5.1.3.2 淹水过程试验设计 |
| 5.1.4 样品处理 |
| 5.1.4.1 水样样品预处理 |
| 5.1.4.2 土壤样品预处理 |
| 5.1.5 样品测定 |
| 5.1.6 数据处理 |
| 5.2 降雨—径流过程中有机氯农药在土壤—水体系中的迁移转化 |
| 5.2.1 土壤径流过程中有机氯农药浓度变化 |
| 5.2.1.1 土壤表层径流中有机氯农药浓度变化 |
| 5.2.1.2 土壤渗流液中有机氯农药浓度变化 |
| 5.2.2 土壤中有机氯农药残留特征 |
| 5.2.2.1 有机氯农药在土壤剖面的垂直分布特征 |
| 5.2.2.2 有机氯农药在土壤中随时间的残留特征 |
| 5.3 淹水条件中有机氯农药在土壤——水体系中的迁移过程 |
| 5.3.1 土壤有机质对HCHs 迁移的影响 |
| 5.3.2 土壤pH 值对HCHs 迁移影响 |
| 5.4 有机氯农药的迁移基本规律分析 |
| 5.5 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
四、威海市农产品及人乳中有机氯农药残留量的调查（论文参考文献）
- [1]药用植物多农残重金属的大样本检测及综合风险评估[D]. 骆璐. 中国中医科学院, 2021(02)
- [2]两类典型农药环境流行病学调查[D]. 韩家骏. 中国农业大学, 2017(05)
- [3]DDT污染土壤原位生物修复[D]. 王慧芳. 浙江大学, 2016(09)
- [4]我国小麦中农药残留及代谢研究进展[J]. 张昌朋,赵华,吴珉,蔡晓明,平立凤,何红梅,张春荣,胡秀卿,李振. 农药学学报, 2013(03)
- [5]太湖不同营养级水生生物体中多氯联苯和有机氯农药的分布特征及其健康风险初探[D]. 崔庆兰. 南京大学, 2011(07)
- [6]我国持久性有机污染物人体负荷研究进展[J]. 李敬光,赵云峰,吴永宁. 环境化学, 2011(01)
- [7]长残留有机氯、有机磷农药降解菌的应用研究[D]. 殷中华. 南京农业大学, 2010(08)
- [8]DDT和DDE降解细菌的筛选和降解特性的研究[D]. 蒋金会. 山东农业大学, 2010(06)
- [9]巢湖沉积物中的有机氯农药的残留特征和风险评价[D]. 周婷婷. 安徽农业大学, 2009(07)
- [10]典型POPs在湿地环境中的赋存特征及其迁移转化规律研究 ——以黄河湿地孟津段为例[D]. 肖春艳. 河南理工大学, 2009(S2)
标签：药用植物论文; 有机氯农药论文; 土壤重金属污染论文; 土壤环境质量标准论文; 重金属检测论文;