一、环境雌激素对人体和动物影响机制的研究进展（论文文献综述）
邓鑫雨[1]（2021）在《金属有机骨架膜固相萃取环境雌激素的应用研究》文中认为环境雌激素（EEs）是具有雌激素效应的内分泌干扰物,包括雌二醇等天然雌激素,也包括人工合成的外源性雌激素,如双酚A等。EEs能通过水、饲料由食物链进入人体,也能通过食品接触材料渗出污染食品,在体内积累的EEs能够干扰内分泌、致畸甚至致癌。因此,监测环境与食品中EEs极为重要。由于样品复杂性以及环境雌激素的痕量存在,需要建立有效的预处理方法去除杂质干扰且浓缩分析物。金属有机骨架（MOFs）作为一种新型吸附剂,具有比表面积大、孔隙可调、稳定性好、种类多等特性,近年来在样品前处理领域的应用方兴未艾。本论文以MOFs为吸附剂,建立了两种新型膜固相萃取（SPE）方式,以高效液相色谱-荧光检测器（HPLC-FLD）为定量手段,实现了对环境与食品中EEs快速、灵敏、可靠的检测。论文主要研究内容和研究结果如下:（1）以MOFs为吸附剂,以针式过滤器中尼龙（Nylon）滤膜为吸附剂载体,基于MOFs沉积滤膜构建了一种新型SPE装置,结合HPLC-FLD检测水中雌二醇、雌三醇和雌酮三种EEs。通过水热合成法成功制备了四种MIL系列MOFs（MIL-101（Cr）、NH2-MIL-101（Cr）、MIL-100（Fe）和MIL-53（Al））,并利用X-射线衍射（XRD）、扫描电子显微镜（SEM）、比表面积测试等对其晶型、形貌和表面性质进行了表征。基于MOFs沉积滤膜构建MOFs/Nylon膜固相萃取滤头,通过模拟固相萃取过程,对其中滤膜完整性进行了验证。优化了吸附剂种类与萃取过程中吸附、淋洗及洗脱条件,在最优萃取条件下,所建立的SPE-HPLC-FLD方法可实现对10 m L水样中3种EEs 4 min吸附、1 min洗脱的快速前处理。该方法对雌二醇、雌三醇的检出限分别为0.05μg/L和0.06μg/L,线性范围均在0.2～500μg/L之间,雌酮因荧光信号弱导致检出限稍高（1.50μg/L）,线性范围在5～500μg/L之间。将其用于分析实际水样,3种EEs加标回收率在84.1%～107.9%之间,相对标准偏差（RSDs）小于5.5%。该方法中Nylon与MOFs发挥了协同吸附的作用,且装置简单、成本低、耗时短、灵敏度高,然而对于大体积、富含脂肪和蛋白的样品不适用。（2）为实现大体积和复杂样品前处理,制备了掺MIL-101（Cr）的聚偏二氟乙烯混合基质膜作为固相萃取吸附膜,结合HPLC-FLD建立了牛奶与牛奶包装中双酚A的检测方法。利用XRD、SEM、傅里叶变换红外光谱等对所制备的混合基质膜中MIL-101（Cr）晶型、结构以及膜厚度进行了表征;优化了膜制备过程中MIL-101（Cr）添加量、吸附及洗脱条件,在最优条件下该方法对双酚A检出限为0.016μg/L,定量限为0.050μg/L,线性范围为0.1～50μg/L;该混合基质膜有良好重复性和再现性,重复利用20次后萃取效率仍无显着变化。将该方法应用于牛奶包装与牛奶饮品中双酚A检测,5种不同种类牛奶包装中均有双酚A检出（0.23～0.56μg/g,RSDs小于9.4%）,加标回收率在89.3%～110.6%范围内,RSDs小于8.6%;牛奶样品均未有双酚A检出,加标回收率在74.2%～94.1%之间,RSDs小于7.2%。该方法操作简单、具有良好灵敏度高、重现性好,能成功应用于牛奶与牛奶包装中双酚A的定量分析。
秦天龙[2]（2020）在《再生水回用对补给河流水质的影响及铜锈环棱螺和摇蚊幼虫对污染物的响应研究》文中研究指明2017年5月和2018年5月,在海河流域非常规水源补给下的河流中选取了五大河之一的潮白河和北京城区内四个典型中水补给的河流（清河、亮马河、北小河和凉水河）为研究水体,分析了沉积物中三种典型持久性有机污染物的含量及其变化,采集了底栖动物铜锈环棱螺和摇蚊幼虫的样本进行生物标志物测定以及转录组测序,并利用沉积物样本分析了研究区域的化学污染现状。运用理化监测与生物监测相结合的方法评估了受试生物的毒性效应,同时结合转录组测序技术查明其毒性作用机制。主要研究结果如下:（1）北京四个典型污水处理厂出水补给河流沉积物表层的化学污染物状况北京四个典型污水处理厂出水补给河流12个采样点的沉积物样品中多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）、邻苯二甲酸酯（Phthalic Acid Ester,PAEs）和内分泌干扰素（Endocrine Disrupting Chemicals,EDCs）含量最高的是北小河污水处理厂出水河段上游采样点,其中,Σ18PAHs含量达到1 013 ng/g。每个污水处理厂出水河段3种污染物含量从上游采样点到出水口采样点再到下游采样点呈现递减趋势,说明污水厂处理后中水的排入起到了稀释作用。（2）北京四个典型污水厂出水补给河流底栖动物的生物标志物水平以及综合生物标志物指数（IBRv2）底栖生物样本中的6种生物标志物（乙酰胆碱酯酶、脱乙基酶、谷胱甘肽巯基转移酶、过氧化氢酶、超氧化物歧化酶和丙二醛）水平具有明显的空间分布差异性,生物标志物浓度与沉积物化学污染物含量有显着的相关性。两年检测显示,四个污水处理厂出水河段除了2018年的清河污水处理厂出水河段外,抗氧化防御系统相关酶活性均被激活。从IBRv2的结果来看2017年各采样点按受影响严重程度排序为:北小河上游>小红门上游>北小河出水口>酒仙桥上游>小红门出水口>酒仙桥出水口>北小河下游>小红门下游>酒仙桥下游;2018年IBRv2情况与2017年基本一致。从影响程度来看,污水厂上游污染严重,下游因有中水补给的稀释作用而污染程度有所降低。（3）北京四个典型污水处理厂出水补给河段底栖生物的转录组测序在本实验中,我们运用RNA-seq测序技术获得了大量的差异表达基因,对这些基因的生物信息学统计分析表明,径流中的污染源影响了铜锈环棱螺以及摇蚊幼虫体内多条信号通路,包括细胞周期、细胞凋亡信号通路、p53信号通路、氧化磷酸化、心肌收缩、溶酶体等,这些信号通路与DNA损伤和细胞代谢等有紧密联系。其次,通过对组装的转录本序列进行比对和注释发现,底栖动物转录组测序得到的转录本的注释率较低。（4）潮白河表层沉积物的化学分析2017年和2018年潮白河沉积物中含量最高的样点均是处于下游农业区的大刘坡,其值分别为411.25 ng/g和482.38 ng/g,含量最低值均出现在上游山区的水泉裕样点,其值分别为69.66 ng/g和67.22 ng/g;。两年监测均显示沉积物PAEs含量最高的采样点出现在下游农业区漫水桥,其值为2 961.5 ng/g和12 194.1ng/g,最低值出现在上游山区的水泉裕样点其值分别为1 017.1 ng/g和2 713.16 ng/g;沉积物中EDCs空间分布规律与PAHs、PAEs相同年都是下游农业区采样点污染严重而上游山区污染较轻。（5）潮白河摇蚊幼虫生物标志物的响应特征与转录组测序潮白河摇蚊幼虫生物标志物响应在不同的采样点表现出了很大的差异。摇蚊幼虫组织中乙酰胆碱脂酶活性在城市区和农业区的5个采样点表现出较高水平。同样这5个采样点的过氧化氢酶、超氧化物歧化酶和谷胱甘肽转移酶等酶活性都有显着的升高,说明生物受外源性污染物影响氧化应激响应。IBRv2结果显示,2017年和2018年各采样点受影响程度排序均为:大刘坡>漫水桥>后独立>白庙村>万福辛庄>古北口>水泉裕,下游由于一些再生水回用汇入径流使得沉积物中污染物浓度升高,生态风险增加。通过对KEGG信号通路分析发现,疾病相关的信号通路的unigenes数量最多,这些信号通路与疾病发生、细胞凋亡和细胞离子交换相关,其次是参与代谢系统相关通路,包括柠檬酸循环、氧化磷酸化等。整理发现,从上游采样点到下游采样点随污染程度的加深代谢信号通路减少,而氧化损伤、炎症反应以及癌症效应等信号通路逐渐增加。转录组结果很好地验证了化学品分析以及生物标志分析的结果。综上,再生水回用对本身污染较重而受纳北京四个典型污水厂出水补给的河流有一定的稀释作用,但对潮白河污染较轻的河段有加重作用,说明不同污染程度的纳污河流或河段受再生水回用的影响不同;大型底栖动物铜锈环棱螺和摇蚊幼虫的生物标志物指标可以很好地反映水体沉积物的污染程度以及变化,可以用于评价水体沉积物中多环芳烃等持久性污染物的生态风险。
闻昌智[3]（2020）在《芳基硫酸酯酶在类固醇雌激素生物降解中的作用研究》文中提出我国集约化养殖业发展迅速,产生大量的类固醇雌激素（Steroid estrogens,SEs）从动物体内排出,这类污染物进入周边土壤,迁移到水体环境中,内分泌干扰物会通过刺激或者克制水生生物的内分泌系统功能,进而破坏了机体内环境的稳定,水生生物的性腺功能仅仅在ng/L级别的浓度水平下便会出现异常,对生态环境和人身健康带来较大的威胁。因此,这种雌激素被认为是内分泌干扰物,污水处理厂应优先控制排放。然而不具有雌情活力的结合态雌激素（E1-3S）往往会在处理不同自由态雌激素时随之产生,并随之排出。在污水处理设备系统中,硫酸结合态雌激素本身不具有一定的干扰活性,但是在特定的环境中,它可以由芳基硫酸酯酶水解,然后释放具有干扰活性的自由态雌激素,即它可以转换为具有由污水处理设施控制处理的干扰活性的自由态雌激素。然而通常排入水体的结合态雌激素浓度大约是自由态雌激素浓度的一半以上,如果不进行特殊处理可能会带来不可估量的环境风险。本课题主要以在环境中表现较为稳定的结合态雌激素并且残留于水体能力较高的硫酸雌酮（E1-3S）作为目标物质进行研究,结合芳基硫酸酯酶的水解作用,通过考察对酶活性有影响的环境因子,进而研究芳基硫酸酯酶作用于水环境中和土壤环境中,对硫酸雌酮的去除的影响变化规律。利用可控实验室环境进行试验,本课题针对芳基硫酸酯酶和结合态雌激素进行研究,探究得到结论:1.芳基硫酸酯酶活性在与不同p H、温度、有机质和无机硫酸盐等因素下的环境相关关系,并展开正交试验。通过试验数据使用F检验和sig显着性分析得到该典型环境因子显着性水平顺序:有机质含量>无机硫酸盐含量>温度,并得到三种因素的最佳组合方式使得芳基硫酸酯酶活性达到最大值,即为:温度30℃、有机质0.02g和硫酸盐浓度100mg/L。2.在上述最优环境因子条件下,对结合态雌激素反应建立了一级降解反应速率模型,分析了反应速率与酶活性的相关关系,针对单因素有机质研究得出结论:在水环境中,芳基硫酸酯酶活性随着有机质含量增加而降低,当含量一定时,会随着培养时间增加而降低,表明在水环境中,有机质对芳基硫酸酯酶活性有着潜在的抑制作用;在土壤环境中,芳基硫酸酯酶活性随着有机质含量增加而增加,当含量一定时,会随着培养时间增加而增加,表明有机质在促进土壤环境中芳基硫酸酯酶活性方面发挥着重要作用。3.在水环境中模拟芳基硫酸酯酶对硫酸雌酮的促进水解能力,在土壤环境中模拟芳基硫酸酯酶在土壤柱中对硫酸雌酮的降解能力。简析在不同环境下两者的转化和芳基硫酸酯酶对结合态雌激素的降解作用,并得出结论:在特定环境条件下,结合态雌激素E1-3S可被芳基硫酸酯酶催化水解释放出一定的自由态雌激素E1。4.试验前后进行扫描电镜SEM和XRD对土壤颗粒过筛风干后进行表征,得出结论:试验后土壤物质间距变小,土壤颗粒表面变得较之前更为平整。本研究通过影响芳基硫酸酯酶酶活性的典型环境因子,得到最优环境组合,并进行一级反应速率分析,得到反应速率与酶活性的关系,为后续研究不同环境下酶对目标物降解的环境因子确定提供有效依据。后续实验中,在水环境和土环境中探究芳基硫酸酯酶对E1-3S的降解作用和土壤因此的变化特征,实验结论验证了该酶对目标物E1-3S有着降解作用,对雌激素的研究进展更加深入。
石雪[4]（2020）在《Lactobacillus plantarum P1对环境雌激素邻苯二甲酸二丁酯的吸附功能研究》文中指出乳酸菌是一类公认安全的微生物,具有多种益生功能,常用于解决化学性有害物质污染相关的食品安全问题。邻苯二甲酸酯类（PAEs）环境雌激素是一类环境毒性有机化合物,由于这类化合物难降解、易迁移,很容易从土壤、水、空气等途径进入动植物体,通过食物链最终进入人体中,对健康造成危害。近年来,乳酸菌新型功能不断被发现,如吸附重金属离子,真菌毒素等。因此,可尝试利用乳酸菌的益生性缓解PAEs类化合物对人体的危害。本研究筛选了八株具有邻苯二甲酸二丁酯（DBP）吸附能力的乳酸菌,选择其中一株植物乳杆菌P1对其体外吸附能力进行了深入研究,并且进一步评价其在体内对大鼠性发育的保护作用。通过体外实验筛选出具有较高DBP吸附率的植物乳杆菌P1,吸附率达到60.8%±7.6%,具有吸附稳定性。通过大鼠体内实验,发现P1可以明显降低大鼠尿液中邻苯二甲酸单丁酯（MBP）的浓度,增加粪便中DBP的浓度。通过精子计数和睾丸组织病理学观察,评价不同处理对大鼠生殖器官的影响,发现P1具有一定保护作用。本研究的结果表明,P1在体内外可以吸附DBP,在体内具有缓解毒性的作用,可以作为一种新的饮食治疗策略来对抗环境间的邻苯二甲酸酯毒性。本研究还测定了 P1的胞外多糖产量,通过基因工程手段对植物乳杆菌P1进行改造,使其胞外多糖产量增加11.3 mg/L,并提高其DBP吸附能力,为乳酸菌提供更多应用的可能性。
张戈[5]（2020）在《土壤渗滤系统对养殖场废水中类固醇雌激素的吸附效能优化》文中研究表明继臭氧层空洞和全球变暖之后,内分泌干扰物已成为另一个重要的全球环境问题。天然类固醇雌激素,如雌酮（E1）、雌二醇（E2）、雌三醇（E3）,便是一类具有强雌激素活性的内分泌干扰物。集约化畜禽养殖的污水排放便是环境中类固醇雌激素主要来源之一,目前类固醇雌激素已在环境样品中频繁检出。内分泌干扰物即使在极低的浓度也会对生态环境和生物健康产生威胁。研究表明雌激素可通过物理、化学及生物降解等方式去除。在适当的条件下,土壤渗滤（SAT）系统可包括上述大部分去除机制,其中吸附作用是SAT系统对内分泌干扰物的主要去除机制,结合生物降解可将污染物浓度降到安全水平。因此,增强SAT系统的吸附能力,是优化系统对类固醇雌激素的去除效能的有效手段。本课题以畜禽养殖业废水中雌激素类污染物为研究对象,拟通过SAT场地修复养殖场废水中的类固醇雌激素,以达到削弱和去除雌激素类污染物对环境的威胁,并实现一定程度上补给地下水资源的目标。结合研究区背景条件,应用可较为快速达到吸附平衡的新型吸附材料,提出了吸附增强型SAT场地的设计,并通过实验室一维土柱模拟实验及计算机软件模拟,以验证场地设计的可行性。获得的主要研究成果如下:1、建立了一种针对类固醇雌激素的分散液液微萃取-高效液相色谱检测方法（DLLME-HPLC）。采用“绿色溶剂”离子液体（ILs）作为萃取剂,同时结合超声萃取提高效率。线性范围0-1000μg/L内,相关系数（R）均达到0.99以上,17β-E2和E3应用HPLC-FLD和DLLME-HPLC/FLD的检出限（LOD）分别为0.68μg/L和1.73μg/L及7.16 ng/L和69.22 ng/L。实际水样的应用中,加标回收率（RRs）为86.03%-91.63%,相对标准偏差（RSDs）为3.03%-4.27%,该方法可满足环境样品分析中微量雌激素的高灵敏度要求且操作简单、环境友好。2、通过石墨烯和大孔吸附树脂（H103）对类固醇雌激素的静态吸附实验结果显示:石墨烯和H103对于17β-E2和E3的吸附反应可分别在20 min和60 min及35 min和70 min内达到平衡,且石墨烯和H103对17β-E2和E3的吸附率分别为88%和70.37%及83.16%和76.99%。高温有利于17β-E2和E3在石墨烯上的吸附,而H103的热力学行为与石墨烯相反。结合石墨烯的时效性和H103的经济效益,通过线性规划确定两种吸附剂的最优混合比例,混合吸附剂对17β-E2和E3的去除率分别可达97.51%和96.51%。因此,石墨烯-大孔吸附树脂混合吸附剂对于水体中17β-E2和E3的去除是一种有效且极有前景的修复方法。3、为研究废水中污染物复杂组成对SAT场地的设计和预期效果的影响,进行了17β-E2、E3、Cu离子及Cd离子在SAT系统中的穿透实验;结果表明:在单一溶液中介质对17β-E2和E3的吸附容量均大于混合溶液中的吸附容量,且相较于单一溶液,17β-E2、E3、Cu离子及Cd离子在雌激素与重金属离子的混合溶液中的穿透曲线均向左移动,这些都说明17β-E2和E3同Cu离子或Cd离子在介质砂表面可能发生竞争吸附。在SAT修复废水中17β-E2和E3的过程中,Cu离子或Cd离子的存在对17β-E2和E3的吸附有抑制作用并加速了17β-E2和E3的穿透。4、设计了带有两个渗滤池的吸附增强型SAT场地,以满足研究区类固醇雌激素的修复目标,并通过SAT优化模拟,初步验证SAT场地设计的可行性。结合石墨烯和H103的特性,应用于SAT系统的吸附增强层中,并应用线性规划确定混合物的最佳混合比例。当石墨烯和H103的用量分别为2.79 g和13.20 kg时,两种吸附剂的配比最佳。采用新型吸附剂强化SAT系统的成本为3217.17元。吸附增强型SAT模拟土柱介质对17β-E2和E3的吸附容量较原始土柱分别增加了15.6%和33.5%,即使在重金属离子的影响下,SAT优化土柱介质对17β-E2和E3的吸附容量仍分别优于原始土柱8%-13%和16%-18%。5、应用Hydrus-1D软件模拟类固醇雌激素在土柱中的一维运移过程,并与实验室实测值对比,结果显示模拟值与实测值在趋势上具有较好的一致性。故应用该模型对SAT场地的设计进行模拟预测。模拟结果显示,在SAT场地整个运行周期内,其对17β-E2和E3都具备吸附的能力,表明针对研究区情况,对SAT场地吸附能力的优化方案是可行的。不过17β-E2和E3分别在场地运行的第15天和13天开始从下边界流出,进入原生土壤环境。欲保证雌激素污染物在场地范围内被截留、去除,除增大场地的吸附截留能力,还应配合原生土壤中的微生物或者后天填加的氧化剂来实现雌激素在SAT场地中的彻底去除。
鹿倩[6]（2020）在《基于秀丽隐杆线虫的甲草胺生殖毒性识别方法的构建》文中进行了进一步梳理研究背景环境雌激素类物质（EESs）是继温室效应、臭氧层破坏之后的全球第三大环境问题,大量具有雌激素效应的物质如农药、重金属、工业化学品等,可引起生物体的生殖障碍及发育异常。EES可通过各种途径在水和土壤中富集,在生物体（鱼类、哺乳类等）及人体（血液、尿液）中也被广泛检测出来,因其具有难降解性、生物蓄积等特点,可对生物体的生殖系统产生长期影响。因此,对EESs的毒性识别与评价是安全管理的核心关键。而现有EES识别方法存在通量低、周期长、费用高、生态保护程度低等问题,难以满足潜在生殖毒性物质的筛选及机制研究的需求。而无脊椎动物秀丽隐杆线虫,具有遗传背景清晰、生命周期短、生殖系统对环境激素类物质应答效率高等优势,有望成为环境雌激素类物质生殖毒性识别的新的生物模型。研究目的本研究以秀丽线虫为活体模型,构建环境雌激素类物质生殖毒性识别方法,筛选差异敏感的生物标志。在此基础上进行酰胺类除草剂甲草胺的生殖毒性及机制研究,同时采用BMD模型进行甲草胺生殖毒性的基准剂量拟合。研究方法与结果1.环境雌激素类物质生殖毒性识别方法的构建以17β-雌二醇（E2）作为环境雌激素代表物质,将L1期秀丽线虫暴露于1,10,100,1000,104,105ng/L E2 48h,M9缓冲液作为空白对照,构建环境雌激素类物质整体、雄性及雌性生殖毒性识别方法,并筛选出差异敏感的毒性指标。结果显示,N2线虫后代数目、世代时间、排卵速率、生殖系统畸形率、性腺发育、基因重组线虫RT130卵黄蛋白发育情况变化显着,且具有明显的剂量-效应关系,提示上述指标可定量反映E2对秀丽线虫的整体生殖毒性。E2可致各剂量组him-5雄虫杂交后代数目、总生殖细胞数、有丝分裂区及减数分裂区细胞数、精细胞直径及数目显着减少,非圆形精细胞百分比显着增加,且具有明显的剂量-效应关系,提示上述指标可定量反映E2的雄性生殖毒性。E2可导致fog-2雌虫杂交后代数目、排卵速率、有丝分裂区细胞数、卵母细胞数、-2卵母细胞相对长度变化显着,且具有明显的剂量-效应关系,提示上述指标可定量反映E2的雌性生殖毒性。2.甲草胺对秀丽线虫的毒性研究2.1甲草胺的生殖毒性研究甲草胺浓度设定为0.08,0.8,8,80,800,8000μg/L,将构建的生殖毒性识别方法应用于甲草胺的毒性评价。结果显示,在0.08μg/L即可观察到N2线虫后代数目明显减少、排卵速率降低、性腺发育迟缓、生殖系统异常及RT130品系卵黄蛋白荧光强度增加,且具有明显的剂量-效应关系,提示上述指标可作为反映其整体生殖毒性的敏感指标。甲草胺可显着降低him-5雄虫杂交后代数目、性腺面积、总生殖细胞数、有丝分裂区及减数分裂区细胞数、精细胞直径及数目,且生殖细胞数及精细胞数目在0.8μg/L减少最为显着;同时可诱导him-5雄虫非圆形精细胞百分比显着升高,且在0.8μg/L升高更为显着。上述结果提示甲草胺可通过影响精细胞形态及数目,最终导致其后代数目减少,低剂量的甲草胺对精细胞发生的毒效应可能更加显着。甲草胺可导致fog-2雌虫杂交后代数目、排卵速率、总生殖细胞数、有丝分裂区及减数分裂区细胞数、-2卵母细胞相对长度显着减少,80μg/L均达到最低水平。提示甲草胺可抑制卵原细胞增殖、导致卵母细胞形态发生及功能发育障碍,进而导致其生育力减弱,卵子发生途径的相关损伤可能是甲草胺诱导生殖毒性的重要途径之一。2.2甲草胺的跨代毒性研究采用亲代（P0）暴露于不同浓度的甲草胺（0.08,0.8,8,80,800,8000μg/L）48h,子代（F1-F2）不暴露的方式研究甲草胺对秀丽线虫的跨代毒性。定量评估多个亚致死终点,包括生殖（后代数目、世代时间、子宫内受精卵数、排卵速率、生殖系统畸形情况、性腺发育）及发育终点（体长、体宽及体型）。结果显示,甲草胺可导致剂量依赖性的生殖缺陷和发育障碍;可导致子代（F1-F2）后代数目减少,F2下降最为显着;F1-F2生殖系统畸形率在0.08μg/L及800μg/L均显着高于P0;F1-F2线虫在0.08,0.8μg/L成虫期线虫比例显着低于P0。提示甲草胺可能具有蓄积毒性,其诱导的生殖毒性可通过亲代接触而传递给子代。与此同时,F1线虫体长及体型在0.08μg/L显着减少;而F2体长及体型则在80μg/L下降最为显着,提示甲草胺具有跨代发育毒性。3.甲草胺对秀丽线虫的毒作用机制研究3.1甲草胺对秀丽线虫的氧化损伤通过测定甲草胺对秀丽线虫氧化应激水平（ROS、脂褐质水平、LDL及MDA含量）、抗氧化酶活性（CAT、SOD、GSH-Prdx）及非酶类物质（GSH）的影响,探索其诱导的生殖毒性与氧化损伤的关系。实验结果显示,各剂量组ROS水平无明显变化,但脂褐质水平、乳酸脱氢酶（LDH）及丙二醛（MDA）含量显着增加;8,80μg/L的甲草胺可导致SOD活性降低,80μg/L剂量组该酶活性降低更显着;其他剂量组SOD活性均显着升高;CAT活性变化呈明显的U型曲线,80μg/L达到最低水平;非酶类抗氧化剂GSH及GSH:GSSG比值的变化与GSH-Prdx活性变化一致,均在80μg/L达到最低水平。抗氧化酶及非酶类抗氧化剂的变化同后代数目、排卵速率及生殖系统畸形率的变化一致,提示秀丽线虫的生殖缺陷可能与其抗氧化能力降低有关。3.2甲草胺诱导的生殖毒性与内质网应激及未折叠蛋白反应的关系RT-qPCR检测内质网应激相关基因的m RNA表达情况,探索甲草胺诱导的生殖毒性与内质网应激的关系;采用转基因线虫SJ4005（hsp-4::GFP）荧光强度指示内质网未折叠蛋白反应。结果显示,秀丽线虫内质网应激相关基因hsp-4、pdi-3的表达及SJ4005线虫荧光强度的变化呈现明显的U型曲线,80μg/L均表达下调,其他剂量组均表达上调。表明除80μg/L之外,其他剂量的甲草胺可诱导线虫内质网应激,并可通过内质网未折叠蛋白反应（UPR）修复错误折叠的蛋白质;80μg/L剂量组线虫生殖能力的严重缺陷可能与其无法诱导未折叠蛋白反应有关。3.3甲草胺对卵黄蛋白原基因表达的影响RT-qPCR检测甲草胺对秀丽线虫卵黄蛋白原基因（vit-2、vit-6）表达的影响。结果显示,甲草胺可显着上调vit-2及vit-6基因m RNA水平的表达,且呈明显的倒U型曲线,80μg/L上调最为显着;其变化情况与卵黄蛋白荧光强度的变化基本一致,提示卵黄蛋白荧光强度及卵黄蛋白原基因可作为甲草胺诱导的生殖毒性的敏感指标。4.甲草胺对秀丽线虫生殖毒性的基准剂量拟合采用BMDS 3.12模型,对特异、敏感且具有剂量-效应关系的毒性指标进行基准剂量拟合,以获得甲草胺对秀丽线虫生殖毒性的基准剂量下限值（BMDL）。结果显示,卵黄蛋白荧光强度拟合的BMDL10最低,可作为甲草胺整体生殖毒性的最佳BMDL10（0.0285μg/L）;him-5雄虫精细胞直径拟合的BMDL10最低,可作为雄性生殖毒性的最佳BMDL10（0.0187μg/L）;fog-2雌虫杂交后代数目拟合的BMDL10最低,可作为雌性生殖毒性的最佳BMDL10（0.041μg/L）。本研究拟合的整体、雄性及雌性生殖毒性的最佳BMDL10均远低于LOAEL值（0.08μg/L）及美国EPA规定的饮用水中甲草胺的最大限值（2ppb）,表明线虫能够敏感的反映甲草胺的毒性,本研究方法的构建能够较好地应用于甲草胺的生殖毒性评价。结论1.秀丽线虫生殖系统对环境雌激素类物质具有较高的应答能力,N2线虫的后代数目、世代时间、排卵速率、生殖系统畸形情况、性腺发育情况、RT130品系卵黄蛋白荧光强度可作为环境雌激素类物质整体生殖毒性的定量指标。2.him-5雄虫杂交后代数目、总生殖细胞数、有丝分裂区及减数分裂区细胞数、非圆形精细胞百分比、精细胞直径及数目等指标,能特异性的反映外源性化学物的雄性生殖毒性。3.fog-2雌虫杂交后代数目、排卵速率、总生殖细胞数、有丝分裂区细胞数、卵母细胞数、-2卵母细胞相对长度等指标,可反映外源性化学物质对雌性生殖系统的影响。4.甲草胺可通过影响精子发生及卵子发生途径,对秀丽线虫的雄性及雌性生殖系统产生影响。同时甲草胺具有跨代毒性,可致子代（F1-F2）后代数目、排卵速率显着降低,生殖系统畸形率增加,性腺发育迟缓,对体长、体宽及体型的变化也产生不利影响。5.甲草胺可导致线虫氧化损伤,其生殖毒性可能与内质网应激及未折叠蛋白反应有关。6.甲草胺可诱导秀丽线虫卵黄蛋白荧光强度增加、卵黄蛋白原基因（vit-2,vit-6）表达上调,提示卵黄蛋白荧光强度、vit-2及vit-6基因可作为甲草胺诱导的生殖毒性的敏感指标。7.本研究构建了环境雌激素类物质生殖毒性识别方法,并基于BMDS模型进行甲草胺生殖毒性基准剂量拟合。明确了以秀丽线虫卵黄蛋白荧光强度为效应的整体生殖毒性BMDL10为0.0285μg/L;以him-5雄虫精细胞直径为效应的雄性生殖毒性BMDL10为0.0187μg/L;以fog-2雌虫杂交后代数目为效应的BMDL10为0.041μg/L。上述BMDL10远低于美国EPA规定的饮用水中甲草胺的最大限值（2ppb）,表明线虫可敏感的反映甲草胺的毒性。
苗恩铭[7]（2020）在《多重丹磺酰氯固相标记结合LC-MS分析环境雌激素》文中研究指明环境雌激素属于内分泌干扰物,具有内源雌激素类似的生理效应。通过水体和食物链传递,这些污染物可以在生物体中富集、放大,造成一系列的危害,如种群性别比例失衡,雄性生育能力降低,破坏生态系统,影响种群繁衍,甚至物种灭绝。因此对这类物质的监控非常重要,需要灵敏、准确、高效的分析方法检测其在环境中的含量,为后续的防控与治理提供理论依据。液相色谱-质谱（LC-MS）技术是雌激素分析重要的方法。常规的外标法定量时,由于样品复杂成分和基质干扰,通常难以获得精准的测量结果。同位素标记法可以对大多数可标记的化合物实现准确分析,有效克服基质效应,校正共洗脱化合物的离子抑制和仪器运行条件差异造成的误差等,而且不受同位素内标商品化程度低,难以获取的限制。为了提升LC-MS的分析效率,本研究中发展了一种基于一组同位素丹磺酰氯标记的方法,将其用于多重标记雌激素,可实现在单次进样时分析多个样品。由于环境样品中雌激素的含量通常为痕量水平,难以直接检测,本实验中通过溶剂热法制备了可用于高效富集这类目标物的磁性C18材料,通过磁性固相萃取（MSPE）富集净化样品中的雌激素。结合MSPE和多重固相丹磺酰氯标记,发展了一种基于多重同位素固相标记结合LC-MS的方法,并将其应用于环境样品的分析。在构建方法过程中,对方法的回收率,准确性,精密度,检测限,定量限和线性定量范围进行系统评估,该方法具有较高的回收率（86.8%-93.2%）,稳定的重现性（日内RSDs<3.5%,日间RSDs<5.5%）,良好的准确性（96.8%-108.3%）,较低的检测限和定量限（LODs和LOQ分别为0.1-0.5 ng/L和0.5-2 ng/L）,定量浓度范围在0.01-100μg/L内保持良好的线性（R2>0.999）,验证了该方法可用于复杂样品中的雌激素准确分析。该方法分析了河水和鸡粪两类典型环境样品中的7种雌激素。在结果中均发现了雌激素的存在,在大辽河河口水中雌激素浓度为211.1-246.4 ng/L,主要的雌激素为雌酮（E1,45.2-52.6 ng/L）、己烯雌酚（DES,50.4-65.2 ng/L）和己烷雌酚（HES,19.2-23.7 ng/L）。鸡粪中雌激素的浓度为19.01-34.75μg/kg。E1（13.25-14.36μg/kg）为主要成分,占60%以上,其次是DES（1.57-2.03μg/kg）和HES（1.82-2.11μg/kg）,可能来源于饲料中的添加剂。该方法不仅可以用于环境样品的分析,还可以用于其他领域,有着广泛的应用范围。
刘小帆[8]（2020）在《基于鲫鱼原代肝细胞酶联免疫法检测9种雌激素及未知雌激素的筛查》文中指出环境雌激素作为一类外源性化学物质,能够干扰人体与动物体正常内分泌机能。塑料制品及农药的大量使用、工业生产、垃圾焚烧等活动会造成环境雌激素的污染。环境雌激素可进入土壤、水流、空气中,通过一系列活动最终进入人的体内,干扰人的生殖系统、内分泌系统、神经系统、免疫系统,并且有致畸致癌作用。因此建立适合环境雌激素的检测方法至关重要。卵黄蛋白原（Vitellogenin,Vtg）产生于鱼的肝脏,后运输到卵巢发挥作用。由于卵黄蛋白原的产生受到雌激素调控,所以卵黄蛋白原只存在于雌鱼体内,而在未受到环境雌激素污染的雄鱼及幼鱼体内并不存在。因此Vtg可作为一种环境雌激素指示物反应环境受到雌激素污染的程度。本文利用未受到环境雌激素污染的雄性鲫鱼建立了基于雄性鲫鱼原代肝细胞酶联免疫法（Enzyme-linked immunosorbent assay,ELISA）检测9种雌激素的方法,并将该方法用于猪肉不同加工方式产生的未知雌激素的筛查。本文实验包括以下三部分:1、雄性鲫鱼原代肝细胞培养模型的建立首先将从市场购得的雄性鲫鱼在实验室培养7 d再用于后续实验。将雄性鲫鱼肝脏取出后,优化雄性鲫鱼原代肝细胞培养条件:原代肝细胞胰酶消化浓度、胰酶消化时间、红细胞去除方式及原代细胞培养时间。雄性鲫鱼原代肝细胞最适胰酶消化浓度为0.25%,消化时间为15 min。红细胞裂解法来去除原代肝细胞中的红细胞效果较好。在细胞培养基为M199完全培养基,细胞培养温度为28℃,CO2浓度为5%左右的条件下,在原代肝细胞培养的0-72 h内进行毒理学实验较为合适。2、ELISA法检测17β-雌二醇等9种雌激素对雄性鲫鱼原代肝细胞卵黄蛋白原的诱导作用本部分利用浓度为1×10-6 mol/L 17β-雌二醇（17β-estradiol,E2）染毒雄性鲫鱼原代肝细胞4 d,ELISA法检测雄性鲫鱼原代肝细胞Vtg的表达量,在染毒第三天时Vtg表达量最高。以不同浓度的17β-雌二醇染毒雄性鲫鱼原代肝细胞,ELISA法检测染毒三天后雄性鲫鱼原代肝细胞Vtg的表达量,得到不同浓度的17β-雌二醇与Vtg表达量之间的剂量效应关系。同时,探究不同浓度的17α-雌二醇（17α-estradiol,EE2）、己烷雌酚（Hexestrol,HEX）、雌酮（Estrone,E1）、木黄酮（Genistein）、2,2-二（对羟基苯基）-1,1,1-三氯乙烷（2,2-bis（p-hydroxyphenyl）-1,1,1-trichloroethane,HPTE）、己烯雌酚（Diethylstilbestrol,DES）、双酚A（Bisphenol A,BPA）和双酚B（Bisphenol B,BPB）对雄性鲫鱼原代肝细胞Vtg诱导作用。通过实验发现除雌酮外其余7种雌激素在一定的浓度范围内与Vtg表达量之间均存在良好的剂量效应关系。通过以上实验建立了基于雄性鲫鱼原代肝细胞酶联免疫法检测9种雌激素的方法。3、猪肉不同加工方式产生的未知雌激素的筛查本部分将建立的基于鲫鱼原代肝细胞酶联免疫法检测9种雌激素的方法应用于猪肉不同加工方式产生的未知雌激素的筛查。首先利用添加17β-雌二醇的未加工新鲜猪肉优化雌激素水解方式、提取方式、提取溶剂。通过实验发现采用未水解、乙腈、涡旋方式处理未加工新鲜猪肉得到的提取物诱导雄性鲫鱼原代肝细胞Vtg表达量最高。采用未水解、乙腈、涡旋提取的方式对煎制、煮制、烤制猪肉中未知雌激素进行提取,发现烤制方式得到的猪肉提取物诱导雄性鲫鱼原代肝细胞Vtg的表达量高于其余2种加工方式。以上所有样品在加入原代细胞培养液之前都经过雌激素固相萃取柱富集纯化。将未水解、乙腈、涡旋处理的烤制猪肉样品进行薄层层析（Thin-Layer chromatography,TLC）分离成分,二氯甲烷与甲醇作为薄层层析展开剂比例为2:1时效果最好。薄层层析得到的各组分染毒雄性鲫鱼原代肝细胞,将诱导雄性鲫鱼原代肝细胞卵黄蛋白原最多的组分进行质谱分析,确定其含有的雌激素种类。通过质谱分子量为279.0470物质可能为对苯二甲酸二丁酯。邻苯二甲酸二丁酯已经被证明具有雌激素效应。本文基于雄性鲫鱼原代肝细胞建立了一种检测环境雌激素的方法,并将其应用于猪肉不同加工方式产生的未知雌激素的筛查。本文可为未来雌激素的检测及筛查提供一种参考,但进一步应用需待后续研究支持。
韩诗宁[9]（2020）在《雌激素污染物在水产品中的富集及生物降解研究》文中进行了进一步梳理本研究建立了一种从水产品中高效提取雌激素的方法,利用高效液相色谱（HPLC）法对常见市售水产品:花蛤、蛏子、海螺、织纹螺、黄花鱼、青虾、河蟹水产品进行了检测,并采用气相色谱串联质谱（GC-MS）法进行定性分析,研究了水产品对雌激素污染物的富集特点。开展了雌激素污染物的生物降解研究,并比较不同菌株的降解能力的差异,探讨最佳的生物降解条件。研究内容主要包括以下几方面:1、优化了水产品中雌激素的提取条件,建立了雌激素的HPLC检测方法。分析了不同的提取溶剂、不同提取时间、不同提取溶剂体积对水产品中雌激素的提取效率的影响,建立了水产品中雌激素的最佳提取方法:最佳提取剂为氯仿,提取时间为20 min,水产品中雌激素提取率可达95.0%以上。HPLC的分析结果表明,最佳色谱条件:色谱柱为C18柱,流动相为乙腈:水=1:1（体积比）,检测波长为225 nm,流速为1 m L/min,柱温25℃,进样量5μL。2、水产品中雌激素的HPLC检验。对花蛤、蛏子、海螺、织纹螺、黄花鱼、青虾、河蟹进行了HPLC检测。结果表明:不同的水产品对雌激素的富集程度和部位均有所不同。研究发现,雌激素污染物主要富集在海螺和织纹螺中,其含量分别为24.7 ng/g和14.2 ng/g。3、雌激素降解菌株的筛选。对选用的九种天然甾体化合物降解菌株进行污染水体的雌激素降解检验,结果表明:睾丸酮丛毛单胞菌（CT1和KF-1）对雌激素污染物（雌二醇、乙炔雌二醇）降解效率较高,其中CT1对雌二醇的降解能力较强,在27℃,180 rpm培养20天时,降解率为48.5%。KF-1对乙炔雌二醇降解能力较强,以相同条件培养20天,降解率21.3%。将CT1和KF-1制成的混合菌群后,对雌激素降解效率高于单菌,降解率分别提高了20.6%和14.6%。4、p H和金属离子对雌激素生物降解的影响。在p H为8.5时,混合菌群（CT1和KF-1）降解雌二醇的能力较强,降解率为42.3%。在p H为5.0时,降解乙炔雌二醇的能力较强,降解率为37.4%。另外,无论是单菌还是混合菌群,铜离子和锰离子都可以促进雌二醇的降解。其中铜离子可以大幅度提高其降解效率,在培养到10天时可提高降解30.0%～63.0%;而锰离子可以提高乙炔雌二醇的降解能力,在培养到10天时可提高2.0%～15.0%。本研究探讨雌激素在不同水产品中的富集情况,分析了不同条件对生物法降解水体中雌激素的作用和影响,建立了生物降解的可行方案。为雌激素污染水体的生物法修复、控制水产品安全提供了理论依据和技术方法。
崔鹏程[10]（2020）在《鸡粪中雌激素污染物的检测及微生物降解》文中认为环境雌激素对生物机体来说属于生物体外源物质,可以打破生物体自身的平稳状态,使得各个平稳运行的系统失去稳定状态。研究表明,摄入过量的雌激素可以导致女性乳腺癌、宫颈癌等肿瘤疾病的发病率明显增高,也可导致男性精液的体积的减少和精子浓度的降低。早在2003年,世界卫生组织就建议饮用水中雌激素的质量浓度不得高于1.0 ng·L-1。环境中的雌激素的产生途径十分广泛,其主要来源是化工、制药、农业、林业和畜牧业的集约化生产。现今畜牧业规模庞大,集约化生产模式所产生的大量禽畜粪便,很难得到规范化处理,使得其成为人们有待解决的污染源之一。因此,如何实现畜禽粪便的无害化处理和资源化利用,已成为国内外关注的热点之一。功能微生物具有高效降解污水和畜禽粪便中雌激素的优势,且可以有效降低环境雌激素污染风险,因此它已经被广泛关注。本文以检测鸡饲料和鸡粪中雌激素污染物并将其降解为目的,应用高效液相色谱法（HPLC）检测蛋鸡饲料和鸡粪中的雌激素污染物含量,采用天然菌株和基因改造的工程菌株开展雌激素污染物的生物降解研究。我们选择降解甾体化合物的优势菌株:睾丸酮丛毛单胞菌Comamonas testosteroni CT1和KF-1、弧菌Vibrio sp.H5、布丘氏菌Buttiauxella sp.S19-1、恶臭假单胞菌Pseudomonas putida LN12以及CT1的工程菌株Ca3、Cb7、M6、M2、Mact1、A3。我们通过对单一菌株及混合菌株降解雌激素能力的比较,获得降解效果最佳的菌株或菌群,并开展了降解条件的优化。本研究主要包括以下几个内容:1. 建立了雌激素HPLC的检测方法利用HPLC法,对雌激素进行测定,并使用10,20,30,40和50μmol·L-1等不同浓度的雌二醇（E2）标准品建立标准曲线。结果表明:E2在4.1 min被洗脱下来,出现吸收峰。其检测限（LOD）为8.2 ng·m L-1,定量限（QOD）为27.2 ng·m L-1,精密度RSD≤5%。2. 开展了蛋鸡鸡粪及蛋鸡饲料中雌激素的检测利用HPLC法对鸡粪及饲料的提取物进行分析,在蛋鸡鸡粪中检测到了E2（4.1 min）的吸收峰,根据标准曲线计算得到E2的含量高达230 ng·g-1,而饲料中并没有出现E2的吸收峰。3. 雌激素的甲基硅烷化处理与检验利用HPLC检测发现鸡粪提取物中的E2（4.1 min）吸收峰经甲基硅烷化后峰值变弱。有趣的是在2.8,3.0和3.2 min的吸收峰也几乎同时消失了。由此推论2.8,3.0和3.2 min的吸收峰可能是雌激素类似物的吸收峰或雌激素及类似物的中间代谢产物的吸收峰。4. 鸡粪中天然菌的降解作用我们将鸡粪在未接种的条件下培养10天与采集后立即提取的鸡粪的液相色谱图结果对比可见:当培养鸡粪10天后,样品中E2（4.1 min）的吸收峰消失了,在2.8和3.2 min处的吸收峰增大,而3.0 min吸收峰变小。我们推断在鸡粪中的一些天然菌株可能也在E2和雌激素类似物降解中起到了积极作用。我们结合甲基硅烷化处理结果进一步证明了:3.0min处吸收峰是雌激素类似物,2.8和3.2 min处吸收峰是雌激素代谢中间产物的结论。5. 不同菌株的降解效率比较研究通过对比11种单一菌株和混合菌群在相同条件下对雌激素的降解效率的差异,结果表明11种单菌及混合菌群均对雌激素具有降解作用,但降解效率有一定差异,混合菌群相对单一菌株对雌激素降解的效率更高。6. 雌激素生物降解条件的优化通过菌群优化E2降解因素的研究结果表明:在菌液浓度OD600nm=1.0,p H值为8.0,降解温度为27℃,降解时间为10天时,混合菌群对E2的降解效率为78.6%,达到最高值。综上所述:利用HPLC法在蛋鸡鸡粪中检测到了E2的存在,其含量为230 ng·g-1;蛋鸡饲料中并没有检测到E2的吸收峰,但在3.0 min出现了吸收峰。通过甲基硅烷化实验,证明了该吸收峰是一种雌激素类似物。同样,在蛋鸡鸡粪中也检验到了雌激素类似物。由此可知,蛋鸡饲料通过添加雌激素类似物的方式来提高蛋鸡产蛋量。本文通过未接种鸡粪培养10天前后比较了鸡粪中存在天然菌的降解作用。通过11个单一菌株和混合菌群对雌激素的降解效率比较,证明了菌群对雌激素降解效率最高。通过菌群降解E2的影响因素研究,结果表明:在p H值为8.0,降解温度为27℃,降解10天时,菌群对E2的降解效率达到最大值为78.6%。
二、环境雌激素对人体和动物影响机制的研究进展（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、环境雌激素对人体和动物影响机制的研究进展（论文提纲范文）
（1）金属有机骨架膜固相萃取环境雌激素的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 中英文缩略词对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境雌激素 |
| 1.1.1 环境雌激素概述 |
| 1.1.2 环境雌激素的危害 |
| 1.2 环境雌激素的检测技术 |
| 1.2.1 气相色谱法 |
| 1.2.2 高效液相色谱法 |
| 1.2.3 液相色谱-质谱联用法 |
| 1.2.4 电化学分析法 |
| 1.3 环境雌激素的样品前处理技术 |
| 1.3.1 液-液萃取 |
| 1.3.2 固相萃取 |
| 1.3.3 分散式固相萃取 |
| 1.3.4 固相微萃取 |
| 1.3.5 填充吸附剂式微萃取 |
| 1.4 金属有机骨架 |
| 1.4.1 金属有机骨架概述 |
| 1.4.2 金属有机骨架的合成方法 |
| 1.4.3 金属有机骨架膜 |
| 1.4.4 金属有机骨架在样品预处理中的应用 |
| 1.5 本课题的研究意义及主要内容 |
| 第二章 基于金属有机骨架沉积滤膜固相萃取水中雌激素 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂与材料 |
| 2.2.2 仪器设备 |
| 2.2.3 金属有机骨架的合成与表征 |
| 2.2.4 MOF/Nylon膜固相萃取滤头的制备 |
| 2.2.5 固相萃取过程 |
| 2.2.6 液相色谱条件 |
| 2.2.7 实际样品的制备 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 金属有机骨架的表征 |
| 2.3.2 滤膜完整性表征 |
| 2.3.3 固相萃取条件优化 |
| 2.3.4 方法评价 |
| 2.3.5 实际样品分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 基于MIL-101(Cr)混合基质膜固相萃取牛奶与牛奶包装中双酚A |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂与材料 |
| 3.2.2 仪器设备 |
| 3.2.3 混合基质膜的制备 |
| 3.2.4 固相萃取过程 |
| 3.2.5 液相色谱条件 |
| 3.2.6 实际样品制备 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 混合基质膜的表征 |
| 3.3.2 固相萃取条件优化 |
| 3.3.3 方法评价 |
| 3.3.4 牛奶包装中BPA分析 |
| 3.3.5 牛奶样品中BPA分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 主要结论与展望 |
| 主要结论 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者在攻读硕士学位期间发表的论文 |
（2）再生水回用对补给河流水质的影响及铜锈环棱螺和摇蚊幼虫对污染物的响应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语表 |
| 缩略语表(续) |
| 第一章 文献综述 |
| 1 非传统的水资源再生利用 |
| 2 水环境中化学污染物的性质、来源与危害 |
| 2.1 多环芳烃(PAHs) |
| 2.2 邻苯二甲酸酯(PAEs) |
| 2.3 环境雌激素(EDCs) |
| 3 生物标志物对污染物的响应研究 |
| 3.1 生物标志物概述 |
| 3.2 乙酰胆碱酯酶(AChE) |
| 3.3 超氧化物歧化酶(SOD)和过氧化氢酶(CAT) |
| 3.4 脱乙基酶(EROD)和谷胱甘肽S-转移酶(GST) |
| 3.5 丙二醛(MDA) |
| 4 生物监测与综合生物标志物响应 |
| 5 转录组学与RNA-Seq技术 |
| 5.1 转录组学概述 |
| 5.2 RNA-Seq技术的发展与应用 |
| 5.3 RNA-Seq技术在水生态毒理研究中的应用 |
| 6 底栖动物在沉积物生态毒理学研究中的应用 |
| 6.1 铜锈环棱螺 |
| 6.2 摇蚊幼虫 |
| 7 本研究的目的和意义 |
| 第二章 北京四个典型污水厂出水补给河流沉积物中有机污染物的分布特征及评价 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 沉积物样本采集 |
| 2.2 试剂与材料 |
| 2.3 仪器和设备 |
| 2.4 沉积物中污染物测定方法 |
| 3 结果 |
| 3.1 污水处理厂出水补给河流沉积物中PAHs的分布特征及评价 |
| 3.2 污水处理厂出水补给河流沉积物中PAEs的分布特征及评价 |
| 3.3 污水处理厂出水补给河流沉积物中EDCs的分布特征及评价 |
| 4 讨论 |
| 4.1 不同水体表层沉积物中PAHs的含量对比以及分布特征 |
| 4.2 不同水体表层沉积物中PAEs的含量对比以及分布特征 |
| 4.3 不同水体表层沉积物中EDCs的含量对比以及分布特征 |
| 第三章 北京污水处理厂出水补给河流中底栖动物生物标志物的响应特征 |
| 1 前言 |
| 2 材料方法 |
| 2.1 样本采集 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 蛋白浓度测定 |
| 2.5 生物标志物的测定 |
| 2.6 IBRv2指数的计算 |
| 2.7 数据处理 |
| 3 结果 |
| 3.1 清河污水厂出水补给河流中铜锈环棱螺生物标志物响应的空间差异 |
| 3.2 清河污水厂出水补给河流中铜锈环棱螺IBRv2评价 |
| 3.3 北小河、小红门和酒仙桥污水厂出水补给河流中摇蚊生物标志物响应的空间差异 |
| 3.4 北小河、小红门和酒仙桥污水厂出水补给河流中摇蚊幼虫IBRv2评价 |
| 4 讨论 |
| 4.1 污水厂出水补给河流中底栖动物标志物响应的空间变化 |
| 4.2 污水处理厂出水补给河流中底栖生物的IBRv2评价 |
| 第四章 基于RNA-Seq技术对污水厂出水补给河流中底栖动物转录组测序分析 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验动物的获取 |
| 2.2 底栖动物样本RNA的提取 |
| 2.3 文库的构建及Illumina测序 |
| 2.4 转录组基因功能注释 |
| 2.5 基因表达量分析 |
| 2.6 差异表达基因分析 |
| 3 结果 |
| 3.1 清河污水厂出水补给河段中铜锈环棱螺转录本注释 |
| 3.2 清河污水厂出水补给河段中铜锈环棱螺差异表达分析和聚类分析 |
| 3.3 清河污水厂出水补给河段中铜锈环棱螺差异表达基因GO富集分析 |
| 3.4 清河污水厂出水补给河段中铜锈环棱螺差异表达基因KEGG富集分析 |
| 3.5 北小河、小红门和酒仙桥污水厂出水补给河段中摇蚊幼虫转录本注释 |
| 3.6 北小河、小红门和酒仙桥污水厂出水补给河段中摇蚊幼虫差异比对 |
| 3.7 北小河、小红门和酒仙桥污水厂出水补给河段中摇蚊幼虫GO富集分析 |
| 3.8 北小河、小红门和酒仙桥污水厂出水补给河段中摇蚊幼虫KEGG富集分析 |
| 4 讨论 |
| 第五章 潮白河沉积物中有机污染物的分布特征及评价 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 样本采集 |
| 2.2 试剂与材料 |
| 2.3 仪器和设备 |
| 2.4 沉积物污染物测定方法 |
| 3 结果 |
| 3.1 潮白河沉积物中PAHs的分布特征及评价 |
| 3.2 潮白河沉积物中PAEs的分布特征及评价 |
| 3.3 潮白河沉积物中DECs的分布特征及评价 |
| 4 讨论 |
| 第六章 潮白河摇蚊幼虫生物标志物的响应特征与转录组测序分析 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 样品采集 |
| 2.2 生物标志物测定方法 |
| 2.3 RNA提取 |
| 2.4 测序、组装与注释 |
| 2.5 基因表达水平分析 |
| 2.6 差异转录本的鉴定和富集分析 |
| 2.7 数据处理 |
| 3 结果 |
| 3.1 潮白河沉积物中摇蚊幼虫生物标志物响应的空间差异 |
| 3.2 潮白河沉积物中摇蚊幼虫IBRv2评价 |
| 3.3 潮白河摇蚊幼虫转录本注释 |
| 3.4 潮白河摇蚊幼虫差异基因的聚类分析 |
| 3.5 潮白河摇蚊幼虫差异表达基因GO富集分析 |
| 3.6 潮白河摇蚊幼虫差异表达基因KEGG富集分析 |
| 4 讨论 |
| 总结 |
| 参考文献 |
| 研究生期间论文发表情况 |
| 研究生期间参加的研究项目 |
| 致谢 |
（3）芳基硫酸酯酶在类固醇雌激素生物降解中的作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 类固醇雌激素来源与存在 |
| 1.1.1 类固醇雌激素产生 |
| 1.1.2 类固醇雌激素危害 |
| 1.1.3 类固醇雌激素的存在形式 |
| 1.2 类固醇雌激素种类及影响 |
| 1.2.1 类固醇雌激素种类 |
| 1.2.2 类固醇雌激素的相关研究 |
| 1.2.3 类固醇雌激素性质 |
| 1.3 类固醇雌激素的转化 |
| 1.3.1 土壤吸附研究 |
| 1.3.2 生物降解研究 |
| 1.3.3 酶的催化作用 |
| 1.4 芳基硫酸酯酶研究现状 |
| 1.4.1 芳基硫酸酯酶性质 |
| 1.4.2 酶的作用机理 |
| 1.4.3 芳基硫酸酯酶水解硫酸结合性雌激素(CE-S)机理 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.5.1 研究内容和目的 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 芳基硫酸酯酶活性检测 |
| 2.1.1 芳基硫酸酯酶测定方法 |
| 2.1.2 芳基硫酸酯酶活性的实测水平 |
| 2.1.3 酶标准溶液与酶活性统一 |
| 2.2 类固醇雌激素检测方法 |
| 2.2.1 高效液相色谱检测 |
| 2.2.2 材料及方法 |
| 2.3 水样与土样处理方法 |
| 2.3.1 水样处理方法 |
| 2.3.2 土样处理方法 |
| 2.4 土壤采样地点周边状况及土壤理化性质 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 芳基硫酸酯活性在不同环境因素下影响分析研究 |
| 3.1 影响芳基硫酸酯酶的单因素分析 |
| 3.1.1 p H值对芳基硫酸酯酶活性影响 |
| 3.1.2 无机硫酸盐对芳基硫酸酯酶活性影响 |
| 3.1.3 有机质对芳基硫酸酯酶活性影响 |
| 3.1.4 温度对芳基硫酸酯酶活性影响 |
| 3.2 环境因素对芳基硫酸酯酶活性综合影响分析 |
| 3.2.1 正交试验设计 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.2.3 试验结果及分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 水环境中芳基硫酸酯酶对雌激素降解 |
| 4.1 固相萃取技术 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 水样预处理及 HPLC-MS/MS 分析方法 |
| 4.2.2 试验方案 |
| 4.3 试验结果与分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 土环境中芳基硫酸酯酶对雌激素降解 |
| 5.1 试验方案设计 |
| 5.2 不同纵深雌激素的浓度变化 |
| 5.2.1 在酶作用下生物降解 E1-3S |
| 5.2.2 类固醇雌激素降解转化 |
| 5.3 降解前后土壤表征 |
| 5.3.1 扫描电镜 SEM 分析 |
| 5.3.2 土壤物质 XRD 分析 |
| 5.3.3 土壤中雌激素转化产物分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 E1-3S催化水解速率和酶活性相关性研究分析 |
| 6.1 酶促反应概述 |
| 6.2 硫酸雌酮催化水解反应速率分析 |
| 6.3 试验结果分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
（4）Lactobacillus plantarum P1对环境雌激素邻苯二甲酸二丁酯的吸附功能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 乳酸菌 |
| 1.1.1 乳酸菌概述 |
| 1.1.2 乳酸菌种类 |
| 1.1.3 乳酸菌清除有害物质作用 |
| 1.2 植物乳杆菌功能及作用 |
| 1.2.1 植物乳杆菌生理特性 |
| 1.2.2 植物乳杆菌益生功能 |
| 1.2.3 植物乳杆菌的应用 |
| 1.3 乳酸菌胞外多糖概述 |
| 1.3.1 乳酸菌胞外多糖的分类 |
| 1.3.2 乳酸菌胞外多糖的功能特性 |
| 1.3.3 乳酸菌胞外多糖的合成 |
| 1.3.4 乳酸菌胞外多糖产量提高途径 |
| 1.4 邻苯二甲酸酯类环境雌激素概述 |
| 1.4.1 环境雌激素来源及分类 |
| 1.4.2 邻苯二甲酸二丁酯理化性质 |
| 1.4.3 邻苯二甲酸二丁酯的暴露途径 |
| 1.4.4 邻苯二甲酸二丁酯对人体的危害 |
| 1.4.5 邻苯二甲酸二丁酯的人体代谢 |
| 1.5 本课题研究内容及意义 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验菌株及质粒和实验动物 |
| 2.1.2 主要实验试剂 |
| 2.1.3 主要仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 菌株的活化、培养和保种 |
| 2.2.2 菌种生长曲线及pH曲线测定 |
| 2.2.3 实验动物及分组 |
| 2.2.4 体重、饮食、饮水及排泄量测定 |
| 2.2.5 乳酸菌自动聚集能力测定 |
| 2.2.6 乳酸菌吸附DBP能力测定 |
| 2.2.7 DBP的高效液相色谱(HPLC)分析 |
| 2.2.8 吸附稳定性实验 |
| 2.2.9 大鼠尿液中MBP含量测定 |
| 2.2.10 大鼠粪便中DBP含量测定 |
| 2.2.11 组织病理学研究 |
| 2.2.12 精子数量测定 |
| 2.2.13 脏器系数测定 |
| 2.2.14 肠道菌群多样性研究 |
| 2.2.15 RT -qPCR测定性发育基因表达 |
| 2.2.16 胞外多糖合成蛋白的体外克隆及表达 |
| 2.2.17 透射电子显微镜观察形态 |
| 2.2.18 胞外多糖提取及含量测定 |
| 第3章 实验结果和讨论 |
| 3.1 乳酸菌吸附环境激素的体外研究 |
| 3.1.1 不同乳酸菌吸附能力比较 |
| 3.1.2 吸附稳定性比较 |
| 3.1.3 环境激素对乳酸菌自动聚集能力的影响 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 乳酸菌吸附环境激素的体内研究 |
| 3.2.1 体重、饮食、饮水及排泄量情况 |
| 3.2.2 尿液中MBP含量 |
| 3.2.3 粪便中DBP含量 |
| 3.2.4 大鼠睾丸组织病理学分析 |
| 3.2.5 大鼠睾丸脏器系数 |
| 3.2.6 大鼠精子数量变化 |
| 3.2.7 肠道菌群多样性分析 |
| 3.2.8 性发育基因表达水平 |
| 3.2.9 小结 |
| 3.3 乳酸菌胞外多糖的透射电镜观察 |
| 3.4 胞外多糖合成蛋白的克隆表达 |
| 3.4.1 体外克隆和表达 |
| 3.4.2 乳酸菌的生长曲线及pH值变化情况 |
| 3.4.3 胞外多糖含量变化 |
| 3.4.4 菌株形态变化 |
| 3.4.5 RT-qPCR测定胞外多糖合成蛋白基因表达 |
| 3.4.6 吸附DBP能力比较 |
| 3.4.7 小结 |
| 第4章 总结和展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（5）土壤渗滤系统对养殖场废水中类固醇雌激素的吸附效能优化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 环境雌激素概述 |
| 1.2.1.1 环境雌激素的分类 |
| 1.2.1.2 类固醇雌激素的性质及结构 |
| 1.2.1.3 环境中类固醇雌激素的来源和通道 |
| 1.2.2 环境中雌激素的危害和风险 |
| 1.2.2.1 对农、林、牧业的影响 |
| 1.2.2.2 对生态健康的影响 |
| 1.2.2.3 水土环境风险 |
| 1.2.3 类固醇雌激素的检测技术进展 |
| 1.2.3.1 环境样品中雌激素的前处理技术 |
| 1.2.3.2 雌激素的分析测试方法 |
| 1.2.4 环境中雌激素的迁移转化 |
| 1.2.4.1 空气途径 |
| 1.2.4.2 土壤和水体途径 |
| 1.2.5 类固醇雌激素的去除 |
| 1.2.5.1 SAT系统概述 |
| 1.2.5.2 SAT系统中雌激素的去除 |
| 1.2.5.3 SAT系统的优化 |
| 1.2.6 新型吸附材料概述 |
| 1.2.6.1 石墨烯概述 |
| 1.2.6.2 大孔吸附树脂概述 |
| 1.2.7 拟解决的关键科学问题 |
| 1.3 研究内容及方法 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究目标 |
| 1.3.3 研究方法 |
| 1.3.4 章节逻辑关系和内容组织 |
| 1.4 研究特色与创新点 |
| 第2章 分散液液微萃取-高效液相色谱法测定类固醇雌激素 |
| 2.1 分散液液微萃取 |
| 2.1.1 DLLME的原理与步骤 |
| 2.1.2 DLLME的影响因素 |
| 2.1.3 离子液体 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 DLLME萃取条件优化 |
| 2.3.1.1 萃取剂体积的选择 |
| 2.3.1.2 分散剂体积的选择 |
| 2.3.1.3 声波萃取时间的选择 |
| 2.3.1.4 离心转速的选择 |
| 2.3.2 方法特性与实际水样分析 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 复合污染条件下重金属对类固醇雌激素SAT修复的影响 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验仪器与试剂 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.2.1 SAT模拟柱的介质 |
| 3.1.2.2 等温吸附 |
| 3.1.2.3 SAT模拟系统的建立 |
| 3.1.2.4 SAT模拟系统的运行 |
| 3.1.2.5 阻滞系数 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 等温吸附 |
| 3.2.1.1 Cu离子对吸附的影响 |
| 3.2.1.2 Cd离子对吸附的影响 |
| 3.2.2 类固醇雌激素与重金属离子在SAT中的共迁移 |
| 3.2.2.1 Cl离子示踪 |
| 3.2.2.2 17β-E2与Cu离子共迁移 |
| 3.2.2.3 17β-E2与Cd离子共迁移 |
| 3.2.2.4 E3与Cu离子共迁移 |
| 3.2.2.5 E3与Cd离子共迁移 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 新型吸附材料组合优化静态吸附类固醇雌激素 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验仪器与试剂 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.2.1 大孔吸附树脂的预处理 |
| 4.1.2.2 新型吸附材料对雌激素的吸附 |
| 4.1.2.3 混合吸附剂对雌激素的吸附 |
| 4.1.3 线性规划优化模型 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 新型吸附材料对雌激素的吸附效能分析 |
| 4.2.1.1 新型吸附材料对17β-E2 的吸附效能 |
| 4.2.1.2 新型吸附材料对E3 的吸附效能 |
| 4.2.2 混合吸附剂组合优化比例确定 |
| 4.2.3 混合吸附剂对雌激素的吸附 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 类固醇雌激素在SAT系统中吸附去除效能优化 |
| 5.1 SAT场地设计 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验仪器与试剂 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.2.1 新型吸附材料优化SAT系统 |
| 5.2.2.2 SAT优化系统运行 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 SAT优化系统对17β-E2 的去除 |
| 5.3.2 SAT优化系统在重金属离子影响下对17β-E2 的去除 |
| 5.3.3 SAT优化系统对E3 的去除 |
| 5.3.4 SAT优化系统在重金属离子影响下对E3 的去除 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 SAT剖面中类固醇雌激素运移的模拟研究 |
| 6.1 土壤水分及溶质运移基本方程 |
| 6.1.1 土壤水分运移基本方程 |
| 6.1.1.1 模型基本方程 |
| 6.1.1.2 初始条件及边界条件 |
| 6.1.2 土壤溶质运移基本方程 |
| 6.1.2.1 模型基本方程 |
| 6.1.2.2 初始条件及边界条件 |
| 6.2 模型参数的测定 |
| 6.2.1 饱和含水率及残余含水率的测定 |
| 6.2.2 饱和渗透系数的测定 |
| 6.2.3 弥散系数的测定 |
| 6.2.4 模型其它参数的确定 |
| 6.3 类固醇雌激素运移模型拟合结果 |
| 6.4 SAT场地模拟 |
| 6.4.1 场地水文地质条件概化 |
| 6.4.2 模型模拟预测 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
（6）基于秀丽隐杆线虫的甲草胺生殖毒性识别方法的构建（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要缩略词 |
| 前言 |
| 第一章 环境雌激素类物质生殖毒性识别方法的构建 |
| 第一节 环境雌激素类物质整体生殖毒性识别方法的构建 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第二节 环境雌激素类物质雄性生殖毒性识别方法的构建 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第三节 环境雌激素类物质雌性生殖毒性识别方法的构建 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第二章 甲草胺对秀丽线虫的生殖毒性研究 |
| 第一节 甲草胺对秀丽线虫的整体生殖毒性研究 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第二节 甲草胺对秀丽线虫的雄性生殖毒性研究 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第三节 甲草胺对秀丽线虫的雌性生殖毒性研究 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第四节 甲草胺对秀丽线虫的跨代毒性研究 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第三章 甲草胺对秀丽线虫生殖毒性的机制研究 |
| 第一节 甲草胺对秀丽线虫氧化应激水平的影响 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第二节 甲草胺对秀丽线虫抗氧化酶活性及非酶类物质的影响 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第三节 甲草胺诱导的生殖毒性与内质网应激的关系 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第四节 甲草胺对秀丽线虫卵黄蛋白原基因表达的影响 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第四章 甲草胺对秀丽线虫生殖毒性基准剂量的拟合 |
| 1.材料及方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 总结 |
| 参考文献 |
| 综述 甲草胺的生殖毒性研究进展 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（7）多重丹磺酰氯固相标记结合LC-MS分析环境雌激素（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 选题背景、目的和意义 |
| 1.1 环境雌激素的介绍 |
| 1.2 环境雌激素的危害 |
| 1.3 雌激素检测技术国内外研究现状 |
| 1.4 研究内容与目的 |
| 2 标记试剂、磁性材料的合成和实验条件优化 |
| 2.1 同位素标记试剂的合成 |
| 2.1.1 引言 |
| 2.1.2 实验试剂和仪器 |
| 2.1.3 丹磺酰氯的合成 |
| 2.1.4 结果与讨论 |
| 2.2 磁化材料的合成 |
| 2.2.1 引言 |
| 2.2.2 实验试剂与设备 |
| 2.2.3 溶剂热法磁化材料 |
| 2.2.4 材料的表征 |
| 2.2.5 结果与讨论 |
| 2.3 实验条件优化 |
| 2.3.1 实验试剂及设备 |
| 2.3.2 HPLC-HRMS条件 |
| 2.3.3 雌激素标记实验 |
| 2.3.4 标记条件优化 |
| 2.3.5 磁性固相萃取条件优化 |
| 2.3.6 结果与讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 多重标记结合磁性固相萃取分析方法的建立 |
| 3.1 样品采集 |
| 3.1.1 样品采集与预处理 |
| 3.1.2 HPLC仪器条件 |
| 3.2 方法验证 |
| 3.2.1 空白样品的准备 |
| 3.2.2 HPLC-HRMS仪器条件 |
| 3.2.3 多重标记相对响应值 |
| 3.2.4 方法的准确性 |
| 3.2.5 方法的回收率与精密度 |
| 3.2.6 方法的线性定量范围 |
| 3.2.7 方法的检测限和定量限 |
| 3.3 在实际样品中的雌激素分析 |
| 3.3.1 多重标记结合磁性固相萃取处理实际样品 |
| 3.3.2 在大辽河河口水中的雌激素分析 |
| 3.3.3 在鸡粪中的雌激素分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（8）基于鲫鱼原代肝细胞酶联免疫法检测9种雌激素及未知雌激素的筛查（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境雌激素概述 |
| 1.1.1 环境雌激素分类 |
| 1.1.2 环境雌激素危害 |
| 1.2 基于卵黄蛋白原检测环境雌激素概述 |
| 1.2.1 卵黄蛋白原合成途径与分子结构特征 |
| 1.2.2 卵黄蛋白原的作用 |
| 1.2.3 环境雌激素染毒鱼类方法及鱼类卵黄蛋白原的检测方法 |
| 1.2.4 鱼类卵黄蛋白原监测环境雌激素污染研究进展 |
| 1.3 本文研究意义、实验内容、创新点 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 实验内容 |
| 1.3.3 创新点 |
| 第二章 雄性鲫鱼原代肝细胞培养模型的建立 |
| 2.1 仪器与设备及材料与试剂 |
| 2.1.1 仪器与设备 |
| 2.1.2 材料与试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 雄性鲫鱼实验前处理 |
| 2.2.2 雄性鲫鱼肝细胞的分离 |
| 2.2.3 雄性鲫鱼肝细胞分离及培养条件优化 |
| 2.3 实验结果与分析 |
| 2.3.1 胰蛋白酶液浓度优化 |
| 2.3.2 胰蛋白酶液消化时间优化 |
| 2.3.3 去除红细胞方式优化 |
| 2.3.4 细胞培养时间优化 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 ELISA法检测9 种雌激素对雄性鲫鱼原代肝细胞卵黄蛋白原的诱导作用 |
| 3.1 仪器与设备及材料与试剂 |
| 3.1.1 仪器与设备 |
| 3.1.2 材料与试剂 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 各雌激素浓度梯度配置 |
| 3.2.2 六孔细胞培养板的包被 |
| 3.2.3细胞培养及暴露实验 |
| 3.2.4 ELISA检测卵黄蛋白原 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 不同作用时间下17β-雌二醇对雄性鲫鱼原代肝细胞卵黄蛋白原的诱导作用 |
| 3.3.2 不同浓度的17β-雌二醇对雄性鲫鱼原代肝细胞卵黄蛋白原的诱导作用 |
| 3.3.3 己烯雌酚等8 种雌激素对雄性鲫鱼原代肝细胞卵黄蛋白原的诱导作用 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 猪肉不同加工方式产生的未知雌激素的筛查 |
| 4.1 仪器与设备及材料与试剂 |
| 4.1.1 仪器与设备 |
| 4.1.2 材料与试剂 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 水解方式优化 |
| 4.2.2 提取方式优化 |
| 4.2.3 提取溶剂优化 |
| 4.2.4 加工方式优化 |
| 4.2.5 薄层层析展开剂条件优化 |
| 4.2.6 薄层层析分离样品 |
| 4.2.7 质谱测定未知雌激素种类 |
| 4.3 实验结果与分析 |
| 4.3.1 水解方式优化 |
| 4.3.2 提取方式优化 |
| 4.3.3 提取溶剂优化 |
| 4.3.4 加工方式优化 |
| 4.3.5 薄层层析展开剂优化 |
| 4.3.6 薄层层析分离样品 |
| 4.3.7 质谱测定未知雌激素种类结果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的学术论着 |
| 致谢 |
（9）雌激素污染物在水产品中的富集及生物降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 雌激素概述 |
| 1.3 水产品中的雌激素研究进展 |
| 1.4 水产品中雌激素的处理 |
| 1.5 研究的目的与意义 |
| 1.6 研究内容及创新点 |
| 第二章 水产品中雌激素的检测与提取条件的建立 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.2 结果 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 几种水产品中雌激素的检测 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.2 结果 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 环境雌激素的微生物降解 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.2 结果 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（10）鸡粪中雌激素污染物的检测及微生物降解（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 雌激素概述 |
| 1.2 雌激素对人类健康的影响 |
| 1.3 雌激素污染的来源及现状 |
| 1.4 雌激素的检测方法 |
| 1.5 雌激素去除方法 |
| 1.6 研究的目的与意义 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 降解雌激素的菌株来源 |
| 2.2 试验材料和设备 |
| 2.3 雌激素的检测 |
| 2.4 鸡粪中雌激素的提取 |
| 2.5 鸡粪中雌激素类似物的检验 |
| 2.6 单一菌株和菌群对雌激素的降解 |
| 2.7 微生物菌群降解的条件优化 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 E2的HPLC检测 |
| 3.2 鸡粪和鸡饲料中雌激素及其类似物的检测 |
| 3.3 硅烷化处理 |
| 3.4 鸡粪中E2和雌激素类似物的降解产物 |
| 3.5 11种单菌和菌群降解E2的能力 |
| 3.6 不同培养条件对菌群降解E2的影响 |
| 3.7 微生物菌群降解鸡粪中的E2 |
| 分析与讨论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
四、环境雌激素对人体和动物影响机制的研究进展（论文参考文献）
- [1]金属有机骨架膜固相萃取环境雌激素的应用研究[D]. 邓鑫雨. 江南大学, 2021(01)
- [2]再生水回用对补给河流水质的影响及铜锈环棱螺和摇蚊幼虫对污染物的响应研究[D]. 秦天龙. 华中农业大学, 2020(04)
- [3]芳基硫酸酯酶在类固醇雌激素生物降解中的作用研究[D]. 闻昌智. 重庆交通大学, 2020(01)
- [4]Lactobacillus plantarum P1对环境雌激素邻苯二甲酸二丁酯的吸附功能研究[D]. 石雪. 华东理工大学, 2020(01)
- [5]土壤渗滤系统对养殖场废水中类固醇雌激素的吸附效能优化[D]. 张戈. 吉林大学, 2020(08)
- [6]基于秀丽隐杆线虫的甲草胺生殖毒性识别方法的构建[D]. 鹿倩. 东南大学, 2020
- [7]多重丹磺酰氯固相标记结合LC-MS分析环境雌激素[D]. 苗恩铭. 大连理工大学, 2020(02)
- [8]基于鲫鱼原代肝细胞酶联免疫法检测9种雌激素及未知雌激素的筛查[D]. 刘小帆. 山东师范大学, 2020(08)
- [9]雌激素污染物在水产品中的富集及生物降解研究[D]. 韩诗宁. 吉林农业大学, 2020(03)
- [10]鸡粪中雌激素污染物的检测及微生物降解[D]. 崔鹏程. 吉林农业大学, 2020(02)