一、普通洗衣粉对水螅的急性毒性试验（论文文献综述）
王莉,刘静,柳振铎,李超华[1]（2021）在《十二烷基苯磺酸钠淡水水质基准初探及生态风险评估》文中研究说明十二烷基苯磺酸钠（LAS）是一种常用的洗涤剂,具有难降解和易残留等特点,是我国水体中普遍存在的有害物质。当水中LAS浓度过高时,会对淡水水生生物的生存产生不利影响。以LAS为研究对象,结合我国淡水水生生物组成特征,筛选国内外文献中有关LAS水生生物毒性数据,涵盖5门12科19种,共40个急性毒性数据。运用毒性百分数排序法（SSR）和物种敏感度分布曲线法（SSD）进行推导,结果表明,利用SSR法推导得出基准最大浓度（CMC）为0.56 mg·L-1、利用急慢性比（取10）求得基准连续浓度（CCC）为0.11 mg·L-1;利用SSD法得到CMC为0.58 mg·L-1,CCC为0.12 mg·L-1。2种方法结果相近,从安全角度考虑,选取SSR法所求的水质基准为最终结果。风险评估结果显示,我国水体中存在LAS潜在生态风险,且主要集中在城市水体中。
许秋瑾,应光国,夏青,谭本祝,姜琦[2]（2019）在《洗涤剂对水环境的风险及防控对策建议》文中提出随着我国经济社会的快速发展和人民生活水平的不断提高,新兴有毒有害污染物的排放使流域水环境污染风险不断加大,严重影响水环境安全。以洗涤剂中的抗菌剂三氯生（triclosan,TCS）和三氯卡班（triclocarban,TCC）为研究对象,梳理了其来源和毒性;并以东江流域为例开展研究,分析TCS在水-沉积物中的检出率及分布特征。结果表明:TCS和TCC在东江流域水体中最大浓度分别为168和269 ng/L,在悬浮物中最大浓度分别为297和431 ng/L,在沉积物中最大浓度分别为656和2723μg/kg,TCS和TCC已成为东江流域主要的高风险化学物质。关注流域环境风险物质,推动我国生态洗涤,尽可能减少新兴有毒有害污染物对人体和水环境的影响是当前流域水环境风险管理的主要任务之一。
吴程琛[3]（2016）在《新型新烟碱类农药对环境模式生物毒性效应的研究》文中指出新烟碱类杀虫剂在全球杀虫剂市场占主导地位,随着世界范围内该类农药的频繁大量使用。因此所造成的害虫抗药性问题和生态环境负面效应日益凸显。探寻新烟碱类杀虫剂环境友好型替代品已成为全球迫切需要解决的科学技术问题之一。环氧虫啶和哌虫啶是我国自主创制的高效、低毒、环保的新型新烟碱类农药,是具有良好开发前景的传统新烟碱类杀虫剂候选替代品。尤其值得关注的是,兼具"高效活性和环境利益"的单一对映异构体农药的开发利用,有助于降低农药环境污染问题,环氧虫啶和哌虫啶都是具有手性异构体的农药。目前研究报道对环氧虫啶和哌虫啶的环境行为与毒性风险评估的科学认识仍很有限,特别是其对于非靶标环境模式生物毒性效应的研究甚是少见。鉴于此,本论文以环氧虫啶和哌虫啶为研究对象,综合运用同位素示踪技术、现代有机波谱分析技术和生物技术,以及环境毒理实验方法,着重研究了环氧虫啶及其对映体在高等模式生物大鼠机体的吸收、代谢、运转和排泄规律,环氧虫啶对非靶标水环境模式生物（栅藻和水螅）的选择性毒理作用,以及哌虫啶对非靶标水环境模式生物的毒性效应。旨在客观全面的评估与认识新型新烟碱类农药环氧虫啶和哌虫啶的环境安全性,为指导我国自主创制的新农药的科学合理使用提供科学依据。本研究对保障生态环境安全和人类健康有着重要的科学和现实意义。主要研究内容和结果如下:（1）新烟碱类农药虽然对哺乳动物低毒,但其在模型动物体内的吸收分布和代谢运转尚未见报道。环境中农药污染会对人类产生毒理学后果,因此环境毒理学有必要阐明农药对哺乳动物的毒作用规律。本论文首先对14C特征性标记环氧虫啶的外消旋化合物进行手性拆分,进而结合同位素示踪技术和现代有机波谱技术,从对映体层面探究了环氧虫啶在大鼠机体吸收、运转、排泄方面的对映体选择性差异。研究结果显示,大鼠灌胃给药后,环氧虫啶在血液中的含量先不断升高,达到峰值后再逐渐降低的低浓度稳定水平。环氧虫啶在大鼠的肾、肾上腺、皮毛和心脏器官的分布含量较多,且随时间的延长,心脏、肾和肾上腺的放射性含量逐渐降低,皮毛和脂肪中的放射性浓度升高。给药24 h后,50%以上的环氧虫啶随大鼠的尿液和粪便排出体外。环氧虫啶的外消旋体RM和对映异构体SR、RS在大鼠机体代谢的实验结果表明,大鼠血液代谢过程中存在立体选择性差异。RM、SR和RS在大鼠器官中的分布及其运转过程也表现出差异。给药24h后,RM和SR、RS的大鼠排泄物所占放射性比例分别为50.4%,59.7%,74.5%,单一异构体RS在大鼠体内的蓄积量最少。此外,环氧虫啶在大鼠体内的代谢运转表现出性别差异,环氧虫啶在雌鼠机体的吸收迁移较雄鼠存在一定的滞后性。（2）新烟碱类杀虫剂作为持续性环境有机污染物对水域环境中的生物体造成致命性的危害。环氧虫啶和哌虫啶作为新型替代农药的候选者,对其展开水环境生物的毒性研究必不可少。藻类植物作为生物链中的初级生产者,在整个生态系统中占有重要的地位。本论文研究了新型新烟碱类农药环氧虫啶和哌虫啶,以及传统新烟碱类农药吡虫啉对非靶标模式植物栅藻的生长及生理的毒性效应。研究发现,3种新烟碱类农药对栅藻表现出毒性作用,对栅藻的毒性作用强弱排序为:吡虫啉≈环氧虫啶>哌虫啶。低浓度哌虫啶可能作为营养源,促进栅藻的生长。随着培养基中哌虫啶浓度的增高,藻体生长受抑制程度增大。藻细胞中叶绿素a含量,叶绿素b含量和叶绿素总含量随哌虫啶浓度的增高而减少。环氧虫啶在培养基中的浓度越高,栅藻生长受抑制作用越明显,藻细胞氧化损伤程度越大,细胞产生的MDA含量增加,SOD活力增大。但当环氧虫啶浓度超过>50mg/L,藻体氧化胁迫的增加与抗氧化系统之间的平衡会遭到破坏,导致细胞凋亡或坏死,从而使SOD活力降低。环氧虫啶的外消旋体和2个对映异构体在栅藻氧化胁迫实验中没有表现出选择性差异。（3）水质监测的模式动物水螅对毒性作用极其敏感,可通过短时间内水螅明显且易于观察的形体变化及其死亡数来表征农药的毒性作用。本论文以新型新烟碱类农药环氧虫啶和哌虫啶,以及传统新烟碱类农药吡虫啉为受试对象,研究其对水螅的毒性作用。研究结果表明,3种新烟碱类农药对水螅的毒性作用会导致其个体皱缩,细胞组织消溶,并解体死亡。农药浓度越高,水螅解体死亡所需的时间越短。吡虫啉、环氧虫啶和哌虫啶对水螅48hLC50分别为5.91 mg/L、17.25 mg/L、31.67 mg/L,对水螅的毒性呈现为:吡虫啉>环氧虫啶>哌虫啶。此外,环氧虫啶外消旋体及其2个手性拆分对映异构体对水螅的致死作用未表现出选择性差异。
李渭印[4]（2013）在《污水厂污泥中毒的毒性物质甄别和相关毒性研究》文中研究说明进入二十一世纪以来，随着工业的迅速发展，废水的种类和数量也迅猛增加。这些工业废水中含有的成分都比较复杂，带有大量的毒性物质。虽然这些工业废水在排放到水体或者城市污水处理厂之前都会经过一些特殊处理，但是难免总会带有一些有毒有害物质，更有甚者某些不良企业会将工业废水不经过处理直接进行偷排。当这些带有有毒有害物质的工业废水进入城市污水处理厂的时候，势必会对城市污水处理厂的生物处理系统产生一定的危害。因此，我们需要知道如何去甄别废水毒性以及如何处理带毒废水。本试验就是基于以上问题，选取次氯酸钠、表面活性剂、苯酚为代表性毒物，进行生物毒性检测以及对生物处理系统的毒性研究。以大型蚤为受试生物，根据GB/T13266-91所规定的大型蚤急性毒性试验方法，研究了次氯酸钠、表面活性剂、苯酚对大型蚤的24h急性毒性。试验结果表明：次氯酸钠、表面活性剂、苯酚对大型蚤的24h-LC50分别为0.216mg/L，8.590mg/L，41.295mg/L。三种物质对大型蚤的致死效应与其浓度呈明显的正相关性。以SBR反应器作为实验室模拟污水处理系统（运行参数：DO为1.02.0mg/L，曝气阶段时间为5h，反应pH为7.58.5），通过测定活性污泥的耗氧速率（OUR）值以及氨氮、TP、COD的去除率来研究次氯酸钠、表面活性剂、苯酚对活性污泥系统的毒性效应。研究结果表明：①当次氯酸钠浓度为0.5mg/L时，OUR值为32.7mg/（g·h），氨氮、TP、COD的去除率分别为95.6%、88.7%、91.2%，此浓度次氯酸钠对活性污泥基本无影响；当次氯酸钠浓度为13mg/L时，OUR值随着浓度的增加而减小，即毒性随之增强，氨氮、TP、COD的去除率都有一定的降低，其中氨氮去除率的变化与OUR值的变化相似，而TP和COD去除率的变化则没有规律；②当表面活性剂浓度为5mg/L时，OUR值为33.2mg/（g·h），氨氮、TP、COD的去除率分别为96.5%、85.8%、88.9%，此时表面活性剂对活性污泥基本无影响；当表面活性剂浓度为1040mg/L时，OUR值由24.6mg/（g·h）减小到9.2mg/（g·h），氨氮去除率由83.6%变为39.5%，TP去除率由73.2%下降到50.8%，COD去除率由75.3%变为44.7%，各项数据的降幅都较大，说明此时表面活性剂对于活性污泥的抑制作用较为强烈；③当苯酚浓度为10mg/L时，OUR值为33.2mg/（g·h），氨氮、TP、COD的去除率分别为96.5%、85.8%、88.9%，此时苯酚对活性污泥基本无影响；随着苯酚浓度的增加，OUR值由33.1mg/（g·h）减小到11.5mg/（g·h），氨氮去除率由95.3%变为48.6%，TP去除率由88.7%下降到55.3%，COD去除率由90.2%变为30.6%。
李君[5]（2013）在《农药草甘膦对刺参成参的毒性的研究》文中研究表明除草剂草甘膦（N-（膦羧甲基）-甘氨酸）（GPS）因具有高效、杀草谱广、低毒、易分解、低残留、对环境影响相对较低等特点，成为全球产量和销售量最大的农药品种。然而其大量使用给农业带来巨大效益的同时，大量草甘膦伴随河流、地下水汇流到养殖水域，当草甘膦在水中积蓄到一定量后，将对水生生物产生影响，直接降低水生经济动物的养殖产量，甚至间接作用影响人类的健康。目前，有关于草甘膦对刺参成参的毒性研究国内外还未见报道，本试验旨在研究草甘膦对刺参的毒性效应，从而为合理使用草甘磷、保障渔业生产和提高生物安全性提供初步的试验依据。实验利用生理、生物化学和组织切片等方法，从急性毒性试验、生理毒性试验、染毒组织超微结构变化三个方面初步探讨了草甘膦对刺参的毒性效应。获得如下结果：急性毒性试验表明，草甘膦对刺参的48h的半致死浓度（median lethalconcentration， Lc50）为132.99mg/L，96h的半致死浓度（median lethalconcentration，Lc50）为97.92mg/L，安全浓度（safe concentration， SC）为9.79mg/L。根据我国对农药毒性的分级标准，Lc50大于10mg/L的为低毒农药，参照标准，草甘膦属于低毒农药。以刺参的肌肉和肠道组织中的苹果酸脱氢酶（MDH）、酯酶（EST）、超氧化物歧（SOD）的活性变化为指标，依据草甘膦48h半致死浓度设置了44.0mg/L、102.7mg/L、161.34mg/L、220.01mg/L四个稀释组浓度，采用聚丙烯酰胺凝胶电泳法，检测了草甘膦对刺参的生理毒性效用。结果显示，经反复多次试验，在刺参肌肉中并未检测到苹果酸脱氢酶；染毒刺参的两种组织中的三种同工酶随着染毒药物浓度的增加而出现明显波动并且表现不同：MDH活性在刺参肠道中随着草甘膦浓度的增加表现为先升高后降低；EST活性在刺参肌肉中先升高后下降，在肠道中EST活性随着药物浓度升高而逐渐降低；SOD活性在肌肉和肠道中均随着药物浓度的增加而增加。这表明草甘膦对刺参体内的EST、SOD、MDH具有一定毒性，进而影响刺参的正常生理功能。应用组织病理学研究方法，对安全浓度草甘膦染毒后的刺参肌肉和肠道组织进行观察，结果表明：与对照组相比，实验组刺参肌肉体腔内皮层细胞排列疏松，结缔组织胶原纤维被破坏；部分肠黏膜上皮细胞脱落、溶解消失，肠内腔褶皱圆盾、缺损甚至断开。
刘迎[6]（2012）在《基于绿色表面活性剂的农药环境友好型制剂的研究》文中指出近年来,随着人们环保意识的增强,对表面活性剂的开发和应用提出了更高的要求,绿色表面活性剂的制备和应用已成为研究的热点。与常规表面活性剂相比,绿色表面活性剂是指由天然或再生资源加工的,对人体刺激性小和易于生物降解的表面活性剂。在表面活性剂行业中,农用表面活性剂是一个重要的领域。本文以常见绿色表面活性剂脂肪酸甲酯磺酸盐（MES）、烷基糖苷（APG）、脂肪醇聚氧乙烯醚（AEO）、醇醚羧酸盐（AEC）、单烷基磷酸酯钾盐（MAPK）、α-烯基磺酸盐（AOS）等为材料研究在其制备常见农药制剂的可能性,结果表明,绿色表面活性剂单独使用或者与常规表面活性剂复配使用可以制备出质量技术指标符合要求的5%联苯菊酯水乳剂、5%联苯菊酯微乳剂、3%甲维盐微乳剂、5%甲维盐水分散粒剂、1OOOOIU/mg苏云金杆菌（BT）悬浮剂、10000IU/mg苏云金杆菌（BT）水分散粒剂。分别在成功筛选出制备5%联苯菊酯水乳剂的绿色表面活性剂和常规表面活性剂最佳复配比例和用量的基础上,比较了两类表面活性剂对制剂稳定性的影响,同时探讨水乳剂不稳定机理及水乳剂稳定性快速判断的方法,结果表明,1)通过筛选表面活性剂组合最佳复配比例和用量可以制备粒剂大小为纳米级的水乳剂,当绿色表面活性剂组合MAPK:AEO=6:4时,乳化剂用量10%时,制备的水乳剂最稳定,水乳剂的初始粒径为200.7nm；当常规表面活性剂组合NP-1OP:EL-60=5:5时,乳化剂用量10%时,制备的水乳剂最稳定,水乳剂的初始粒径为288.9nm；2)两种乳化剂复配体系可以制备出较稳定的水乳剂是因为在最佳比例时,两种表面活性剂间有一定的协同作用,当MAP:AEO=6:4时,水乳剂的粒径变化最小,试验发现在此比例时,表面活性剂复配后有最小的临界胶束浓度（cmc）、临界胶束浓度时的表面张力（γcmc）和表面吸附层被吸附分子的平均截面积（Acmc）；3)水乳剂的粒径的立方随时间变化呈较好的线性关系,表明奥氏熟化是水乳剂不稳定的重要原因之一；4)可以用稳定性分析仪的短期描替代动态光散射技术的测试,来对水乳剂的粒径变化进行快速判断；5)绿色表面活性剂组合MAPK-AEO制备的水乳剂粒径增加速率小于常规表面活性剂NP-10P-EL-60组合,绿色表面活性剂制备的水乳剂更加稳定。分别在用拟三元相图法筛选出制备3%甲维盐微乳剂的绿色表面活性剂和常规表面活性剂最佳复配比例的基础上,比较了两类表面活性剂复配体系对甲维盐原药的增溶能力。结果表明,绿色表面活性剂组合MAPK:APG=2:1和常规表面活性剂组合NP-10P：OP-10=1：2时有利于甲维盐微乳剂的形成,在最佳复配比例下绿色表面活性剂复配体系对甲维盐的增溶能力低于常规表面活性剂复配体系。室内生物活性表明,分别用绿色表面活性剂和常规表面活性剂制备的5%联苯菊酯水乳剂对黏虫、3%甲维盐微乳剂对小菜蛾的生物活性没有显着差异。生物降解试验表明,绿色表面活性剂的生物降解性较常规表面活性剂好；斑马鱼安全性评价测试结果显示,除常规表面活性剂OP-10对斑马鱼为中毒外,其余表面活性剂对斑马鱼均为低毒,绿色与常规表面活性剂对斑马鱼LC50值大小存在差异；大型溞安全性评价测试结果显示,除常规表面活性剂OP-10、MOA9PK、T-2700、NNO对大型溞为中毒外,其余表面活性剂对大型溞均为低毒,绿色与常规表面活性剂对大型溞LC50值大小存在差异。在乳化剂总量10%情况下,通过调节阴、非离子乳化剂的复配比例来调节体系的HLB值,通过Turbuscan稳定性分析仪的短期扫描确定了制备5%联苯菊酯、高效氯氟氰菊酯和氯菊酯水乳剂的最佳HLB值分别为10.82、9.48、10.15,而且在相同表面活性剂用量、最佳比例制备的水乳剂质量技术指标均符合要求,MAPK和AEO-3可以复配作为制备菊酯类农药水乳剂的专用乳化剂。运用绿色表面活性剂MAPK和APG复配,运用拟三元相图分别筛选出制备3%阿维菌素、甲维盐和伊维菌素ME的最佳比例分别为2：1、2：1、1：1,在乳化剂总量10%含量下,分别制备了技术指标符合要求的微乳剂,MAPK和APG可以复配作为制备大环内酯类农药微乳剂的专用乳化剂。
刘璇[7]（2010）在《硝化细菌菌剂生态安全性研究》文中研究说明水产养殖用微生态制剂通过调节养殖水体内的微生态平衡,调整水产养殖生物环境,净化水质,达到提高养殖品种健康水平及改良养殖环境的目的。水产养殖用微生态制剂作为一个新兴产业,经过二十多年的发展,尤其是近几年的快速发展,已初具规模。但目前对水产养殖用微生态制剂的研究大多仅限于应用效果方面,在菌种选择、施用条件、施用方法和施用量、菌种间相互作用、配伍的和谐性、作用机理、对环境的影响形式和影响程度、菌体保活技术、菌体回收和消除技术等方面的研究严重滞后。在具体选用菌种上,如何选择安全、无毒副作用的菌株,更加值得研究。本论文选用发光细菌、藻类、水溞、鱼类一系列由低等到高等的水生生物作为受试生物,同时通过致病菌检测和抗药性试验,研究硝化细菌的生态安全性。经过试验得出以下结论:（1）硝化细菌菌剂对发光细菌在较短时间内抑制率很低,相关作用不明显。当作用时间达30min时,EC20为抑制率为20%时样品的含量浓度占74.6%,说明硝化细菌菌剂对发光细菌的抑制作用不明显。（2）研究硝化细菌菌剂对普通小球藻（Chlorella Vulgaris）和斜生栅藻（Scenedesmus obliquus）整个生命周期内生长的影响,结果表明,硝化细菌菌剂对两种藻类生长不存在抑制作用,反而具有促进作用。当促进率为50%时,普通小球藻的菌剂投加浓度为1053.9mg/L,95%置信区间为[184.1,6039.5] mg/L;斜生栅藻的菌剂投加浓度为124.0mg/L,95%置信区间为[19.1,807.2] mg/L。（3）硝化细菌菌剂对多刺裸腹溞的24hEC50为1.15×1025 mg/L、48hEC50为1.00×1022 mg/L,远大于规定的100mg/L的低毒标准。且硝化细菌菌剂的对数浓度和多刺裸腹溞24和48h的死亡率线性关系不显着,对溞类无明显毒害作用。（4）对斑马鱼96h的急性毒性试验显示,硝化细菌菌剂各种浓度组都未对斑马鱼产生任何抑制影响。（5）使用大肠杆菌和沙门氏菌显色培养基进行细菌学检测表明,硝化细菌菌剂中不含大肠杆菌和沙门氏菌。（6）研究6种消毒剂和抗生素对硝化细菌活性影响,结果表明,高锰酸钾和硫酸铜对硝化细菌的抑制作用明显,24h和48h对硝化细菌50%抑制率浓度均大于水产养殖中的泼洒浓度。土霉素和磺胺对硝化细菌的抑制作用明显小于消毒剂,其中土霉素的抑制性最小。磺胺对硝化细菌50%的抑制浓度远大于水产养殖中的泼洒浓度。
罗孜[8]（2010）在《完善北京市地方水污染物排放标准体系研究》文中指出本研究旨在通过分析国内外现有水污染物排放标准体系,结合北京市实际情况,调整和完善具有首都特色的北京市地方水污染物排放标准体系,以便对北京市水环境监管和执法有所帮助。为了借鉴国外先进水污染物排放标准体系,本研究以美国水污染物排放标准体系为例,深入剖析其基本构架、重点内容,以及排放限值制订的基本原则和具体的技术方法,为调整和完善北京市地方水污染物排放标准体系提供技术支撑。为了使北京市地方水污染物排放标准体系与国家水污染物排放标准体系有效衔接,本研究系统地分析了我国现行国家水污染物排放标准体系的历史沿革、框架结构,以及排放限值制订的技术方法。同时,在国家标准体系的总体框架下,通过划分不同地方水污染物排放标准的体系类别,分析借鉴了国内其他省市在水污染物排放标准体系建设方面的有益经验。在研究借鉴国内外水污染物排放标准体系的基础上,本研究分析了北京市现行水污染物排放标准的基本结构、制订原则、指导思想、主要内容,在肯定标准施行成效的同时,指出了现行地方标准在体系结构、行业针对性、以及与国标衔接等方面存在的主要问题,结合北京市现阶段水环境保护和水污染物减排工作中面临的严峻形势和突出问题,论述了调整和完善北京市地方水污染物排放标准体系的必要性。本研究遵循拟定的原则、指导思想和技术路线,对生活、农业、工业等各类水污染源排放标准进行了系统的需求分析,构建了较为完善的北京市地方水污染物排放标准体系,设计了体系框架结构、体系编码和体系表,为了保证地方排放标准限值制订的科学性和合理性,本研究同时明确了制订北京市地方水污染物排放标准制修订技术指南的必要性,探讨了地方排放限值制修订的技术方法。
吴源[9]（2010）在《纳米银的生物效应及毒性作用机制》文中研究表明由于具有良好的光电、催化、超导性能和杀菌消毒活性,纳米银已经成为目前市场上应用最广泛的金属纳米材料,商品化产品几乎无处不在。纳米银的大量生产和广泛应用增加了其向环境释放的机会,同时增加人体暴露的机会。因此,纳米银颗粒对生物及生态系统的影响日益得到关注。本课题采用水相合成法制备粒径为25-30 nm的纳米银颗粒,利用小型鱼medaka动物模型分别评价纳米银颗粒的急性、亚慢性毒性和胚胎发育毒性以及组织分布特征,并探讨了纳米银颗粒毒性作用机制。由于自由态银离子是目前公认的最强鱼类毒性金属之一,而纳米银在环境或生物体内可以释放Ag+,本实验还通过对照实验比较了两种不同形态银的组织分布和毒性效应。采用次磷酸盐液相还原法制备纳米银干粉,合成体系中加入聚乙烯吡咯烷酮（PVP）作为稳定剂,通过有机溶剂洗涤、离心以及真空干燥等过程获得纯净纳米银干粉。XRD衍生光谱表明制备产物为金属银,符合面对心（face-centered cubic, fcc）立方体银晶体结构。紫外-可见分光光度计（UV-vis）测定纳米银颗粒的最大吸收波长为400 nm,不仅表明球形纳米银颗粒,而且显示纳米银颗粒在制备和分散过程中没有发生团聚和氧化。透射电镜和粒度分析表明纳米银粒径分布均匀,绝大多数颗粒大小为25-30 nm。总的来说,本实验中获得分散相良好、粒径分布均匀、稳定的纳米银颗粒有利于生物效应及毒性作用评价。在急性毒性实验中,纳米银颗粒在24 h内的UV-vis光谱特征无明显变化,而且不改变溶解氧含量,成年medaka静水暴露96 h的LC50值为0.87 mg/L。在亚慢性毒性实验中,成年medaka连续静水暴露14 d,较低浓度组（0.05-0.25 mg/L）受试动物死亡率与对照组无统计学差异（P>0.05）,最高暴露组（0.5 mg/L）medaka死亡率达37.5%,与对照组有明显差异（X2=7.05,P<0.01）,纳米银对medaka的亚慢性最大无致死剂量为0.1 mg/L。纳米银主要造成肝脏、鳃和肠道金属负荷的增加,尤以肝脏中银含量增加最明显。生化分析显示纳米银诱导肝细胞损害,造成肝、鳃等组织中超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化物酶（CAT）活性下降以及还原型谷胱甘肽（GSH）浓度减少,同时造成脂质过氧化产物含量明显增加,表现氧化损伤效应。组织病理学检查也证实纳米银暴露造成肝脏和鳃组织损伤。综合纳米银在成年medaka体内的组织分布和产生的毒理学终点,肝脏是纳米银颗粒的毒作用靶器官。此外,相对于急性毒性实验和死亡率指标,medaka亚慢性毒性实验的组织病理损伤对纳米银毒性比较敏感,可以作为灵敏的生物标志物来评价金属纳米颗粒生态毒性。众所周知,生命早期小型鱼对化学物质暴露和环境应激比较敏感,本部分实验采用目前通行的部分生命周期实验（Partial-life test）检测纳米银的胚胎毒性。在70 d暴露期间,较高浓度纳米银颗粒（400-1000μg/L）明显抑制medaka胚胎的发育过程,比较典型的毒性包括发育延迟、色素细胞减少、视顶盖最大宽度（脑发育指标）减少以及血液缓流等。胚胎期的观察还发现纳米银暴露造成高发生率的形态发育异常和畸形,包括水肿、骨骼畸形、心脏异常、眼睛发育异常以及鳍膜缺损等等。实验中得到的发育迟滞和畸形发生率的非线性剂量-反应关系反映了纳米银颗粒毒性作用的复杂性。在实验中我们还发现大量水肿病及淤血的medaka胚胎孵化后常常伴随形态发育异常,因此推测纳米银暴露造成胚胎期medaka渗透压调节紊乱,而淤血意味着血循环系统输送营养素质能力的下降,这些可能是造成胚胎期medaka发育异常的主要作用机制。本实验提示体内实验是评价纳米银颗粒毒性作用的敏感实验方案,同时部分生命周期实验可以有效地评价纳米银颗粒的发育毒性和生态危害。依据胚胎发育毒性实验,我们通过光学显微镜、扫描电镜技术、组织生化分析以及自由基测定探讨了纳米银胚胎毒性的作用机制。纳米银颗粒可以破坏medaka卵壳表面结构和完整性,损害卵壳的机械保护作用,同时降低卵壳维持卵内外环境渗透压平衡的能力,这些可以从机理上解释水肿病高发和胚胎发育毒性。纳米银暴露造成卵内乳酸脱氢酶（LDH）活性明显增加,表明medaka胚胎处于缺氧环境,而缺氧会影响需氧生物的能量代谢及正常发育。根据卵内SOD活性、还原型GSH含量、脂质过氧化产物-丙二醛（MDA）浓度、活性氧族（ROS）以及单线态氧的变化,纳米银还造成medaka胚胎产生氧化应激。这些生物效应或毒性效应主要发生在胚胎发育早期,随着胚胎期幼鱼的发育,纳米银颗粒所致的部分毒性效应具有恢复趋势。虽然如此,由于生命早期淡水鱼（如胚胎、孵化后幼鱼）对化学物质暴露和环境应激比较敏感,此时期幼鱼发生严重和不可逆损伤肯定影响水生鱼类群落。纳米银表面容易被氧化,在水、体液、生物体内很容易释放离子态银（Ag+）,而后者影响着纳米银的生物效应和毒性作用。采用银离子选择电极法测定不同含量纳米银溶液中Ag+的含量,数据表明新鲜制备的溶液中银阳离子比例为0.94%-1.01%,释放率与时间成非线性增加。利用成年medaka亚慢性毒性实验比较银离子含量相当的纳米银与Ag+的组织分布、死亡率、氧化应激效应和组织病理损伤特征,结果显示两种形态金属银的组织分布特点和毒性效应各不相同。在Ag+含量相同的情况下,纳米银的毒性较弱。
宋辉,胡好远,李玉成,郝家胜[10]（2010）在《五种常见农药对水螅的单一和联合急性毒性》文中研究表明以大乳头水螅（Hydra magnipapillata）为实验材料,通过单因子静态急性毒性实验法和等毒性溶液法,分别研究了甲氰菊酯、百草枯、乐果、敌敌畏和草甘膦对水螅的单一和复合毒性效应.单一毒性实验结果表明,五种农药对水螅毒性大小的顺序为百草枯>甲氰菊酯>乐果>草甘膦>敌敌畏.复合毒性试验表明,甲氰菊酯与乐果和敌敌畏,百草枯与敌敌畏对水螅的联合毒性表现出协同效应;百草枯与甲氰菊酯和乐果,敌敌畏与草甘膦对水螅的联合急性毒性表现为拮抗作用;甲氰菊酯、百草枯、乐果与草甘膦,敌敌畏与乐果在不同的浓度水平组合下表现出不同的毒性效应.
二、普通洗衣粉对水螅的急性毒性试验（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、普通洗衣粉对水螅的急性毒性试验（论文提纲范文）
（1）十二烷基苯磺酸钠淡水水质基准初探及生态风险评估（论文提纲范文）
| 1 数据收集与筛选(Data collection and screening) |
| 1.1 数据收集 |
| 1.2 数据筛选原则 |
| 1.3 筛选结果 |
| 2 水质基准推导(Derivation of water quality cri-teria) |
| 2.1 SSR法 |
| 2.2 SSD法 |
| 3 结果(Results) |
| 3.1 SSR法推导 |
| 3.2 SSD法推导 |
| 4 讨论(Discussion) |
（3）新型新烟碱类农药对环境模式生物毒性效应的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要略缩语 |
| 第一章 文献综述 |
| 1 农药的概述 |
| 1.1 农药的来源 |
| 1.2 农药的危害 |
| 1.2.1 对环境中有益生物的毒性 |
| 1.2.2 对人体健康的危害 |
| 1.3 手性农药 |
| 2 新烟碱类农药的研究进展 |
| 2.1 新烟碱类农药的发现和发展 |
| 2.2 新烟碱类农药所引起的环境问题现状 |
| 2.3 我国新烟碱类手性新农药的创制研究现状 |
| 2.3.1 新型手性新烟碱类农药环氧虫啶的创制开发与研究现状 |
| 2.3.2 新型手性新烟碱类农药哌虫啶的创制开发与研究现状 |
| 3 农药在环境中的行为 |
| 4 农药环境行为的分析检测技术与方法 |
| 4.1 同位素示踪技术 |
| 4.2 现代色谱及色-质联用技术 |
| 4.2.1 高效液相色谱 |
| 4.2.2 液相色谱串联质谱法 |
| 4.3 生物检测技术 |
| 4.3.1 活体生物测定 |
| 4.3.2 机体酶活性测定 |
| 5 选题依据、研究意义及主要研究内容 |
| 第二章 环氧虫啶对大鼠的毒性作用 |
| 第一节 放射性标记环氧虫啶手性化合物的分离 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 第二节 放射性标记环氧虫啶在大鼠机体的分布与代谢 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验动物培养 |
| 1.2 实验材料和试剂 |
| 1.3 实验仪器设备 |
| 1.4 实验方法 |
| 1.4.1 动物给药 |
| 1.4.2 血液代谢动力学试验 |
| 1.4.3 大鼠组织分布试验 |
| 1.4.4 大鼠粪、尿排泄试验 |
| 1.4.5 样品的制备和分析 |
| 1.5 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 ~(14)C-环氧虫啶外消旋体及对映异构体在雄性SD大鼠机体中的吸收、运转和排泄的选择性差异 |
| 2.2 环氧虫啶外消旋体在雄性SD大鼠血液中的存在状态 |
| 2.3 环氧虫啶外消旋体在雄性SD大鼠血液中主要降解产物的鉴定 |
| 2.4 环氧虫啶外消旋化合物对雌雄SD大鼠毒性作用的比较 |
| 2.4.1 环氧虫啶在雌雄SD大鼠血液中的动态变化 |
| 2.4.2 环氧虫啶在雌雄大鼠各器官组织中的分布归趋 |
| 3 本章小结 |
| 第三章 新烟碱类农药对栅藻的毒性作用 |
| 第一节 栅藻生长及生理特性的初步研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料和试剂 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 藻体生长密度的测量 |
| 1.2.2 藻体脂质提取和相关计算 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 第二节 环氧虫啶和吡虫啉对栅藻的毒性作用 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料和试剂 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 3种新烟碱类农药对栅藻的毒性作用 |
| 1.2.2 哌虫啶对栅藻的毒性作用 |
| 1.2.3 环氧虫啶外消旋体及对映异构体对栅藻的的毒性作用 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 3种不同新烟碱类农药对栅藻生长的影响 |
| 2.2 不同浓度哌虫啶对栅藻的生长毒性 |
| 2.2.1 不同浓度哌虫啶对栅藻生长的影响 |
| 2.2.2 哌虫啶对栅藻叶绿素含量的影响 |
| 2.3 环氧虫啶及其手性异构体对栅藻的选择性毒性效应 |
| 2.3.1 不同浓度环氧虫啶对栅藻生长的影响 |
| 2.3.2 环氧虫啶及其对映异构体对栅藻细胞的氧化损伤作用 |
| 3 本章小结 |
| 第四章 新烟碱类农药对水螅的毒性作用 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验动物来源及培养 |
| 1.2 实验药品及试剂 |
| 1.3 实验用仪器 |
| 1.4 实验方法 |
| 1.5 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 环氧虫啶对中国水螅生长的影响 |
| 2.2 新烟碱类农药对中国水螅的急性毒性 |
| 2.3 环氧虫啶外消旋体及对映异构体对中国水螅的急性毒性 |
| 3 本章小结 |
| 第五章 结论和研究展望 |
| 1 主要结论 |
| 2 主要创新点 |
| 3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 攻读博士期间科研成果 |
| 致谢 |
（4）污水厂污泥中毒的毒性物质甄别和相关毒性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.1.1 工业废水中的有毒污染物 |
| 1.1.2 毒性物质进入水体后的危害 |
| 1.2 有毒污染物毒性研究的国内外现状 |
| 1.2.1 水生生物法检测毒性的相关研究 |
| 1.2.2 微生物法检测毒性的相关研究 |
| 1.2.3 微生物传感器法检测毒性的相关研究 |
| 1.3 课题的研究目的和意义 |
| 1.4 课题的研究内容 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 生物毒性试验的材料与方法 |
| 2.1.1 试验生物的选取 |
| 2.1.2 大型蚤的培养繁殖 |
| 2.1.3 试验试剂和试验材料 |
| 2.1.4 大型蚤的急性毒性测试方法 |
| 2.2 活性污泥毒性试验的材料与方法 |
| 2.2.1 活性污泥耗氧呼吸机理 |
| 2.2.2 试验材料 |
| 2.2.3 活性污泥毒性试验测试方法 |
| 第三章 毒性物质对大型蚤的毒性研究 |
| 3.1 试验条件 |
| 3.1.1 试验生物的培养 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 试验药品的选择 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.1.5 大型蚤的质量保证 |
| 3.2 次氯酸钠对大型蚤的急性毒性试验 |
| 3.2.1 试验用水 |
| 3.2.2 预试验 |
| 3.2.3 正式试验 |
| 3.3 表面活性剂对大型蚤的急性毒性 |
| 3.3.1 试验用水 |
| 3.3.2 预试验 |
| 3.3.3 正式试验 |
| 3.4 苯酚对大型蚤的急性毒性 |
| 3.4.1 试验用水 |
| 3.4.2 预试验 |
| 3.4.3 正式试验 |
| 3.5 毒性等级 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 毒性物质对活性污泥运行系统影响的研究 |
| 4.1 OUR 值测定过程中的影响因素 |
| 4.1.1 污泥浓度的影响 |
| 4.1.2 反应温度的影响 |
| 4.2 SBR 反应器的运行参数确定 |
| 4.2.1 DO 的控制 |
| 4.2.2 曝气时间的控制 |
| 4.2.3 pH 的控制 |
| 4.3 次氯酸钠对活性污泥运行系统影响的研究 |
| 4.3.1 试验用水与水质 |
| 4.3.2 试验结果与分析 |
| 4.4 表面活性剂对活性污泥运行系统影响的研究 |
| 4.4.1 试验用水与水质 |
| 4.4.2 试验结果与分析 |
| 4.5 苯酚对活性污泥运行系统影响的研究 |
| 4.5.1 试验用水与水质 |
| 4.5.2 试验结果与分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（5）农药草甘膦对刺参成参的毒性的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1 刺参的生物学特性 |
| 1.1 分类地位及形态特征 |
| 1.2 生活习性 |
| 1.3 繁殖习性 |
| 2 草甘膦的介绍 |
| 2.1 草甘膦的理化性质 |
| 2.2 草甘膦的毒性机理 |
| 2.3 草甘膦对水生生物毒性的相关研究 |
| 3 急性毒性试验 |
| 4 同工酶技术在水产养殖中的研究进展 |
| 4.1 用于研究阶段和组织的特异性 |
| 4.2 用于病理诊断的指标 |
| 4.3 用于种质及遗传鉴定 |
| 4.4 用于物种倍性研究 |
| 4.5 同工酶技术在化学药物毒理方面的研究 |
| 4.6 同工酶在水产应用上的研究进展和存在的问题 |
| 5 组织病理学在水产养殖中的进展 |
| 6 研究背景、目的及意义 |
| 6.1 研究背景 |
| 6.2 研究目的及意义 |
| 第二章 农药草甘膦对刺参成参的急性毒性研究 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验方法 |
| 3 数据处理 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 试验中毒刺参症状 |
| 4.2 甘膦对刺参的急性毒性效应 |
| 5 讨论 |
| 第三章 草甘膦对刺参同工酶的影响 |
| 1 前言 |
| 2 材料和方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 主要溶液的配置 |
| 2.3 试验方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 草甘膦对刺参肌肉及肠道苹果酸脱氢酶(MDH)同工酶的毒性效应 |
| 3.2 草甘膦对刺参肌肉及肠道酯酶(EST)同工酶的毒性效应 |
| 3.3 草甘膦对刺参肌肉和肠道超氧化物歧化酶（SOD）同工酶的毒性效应 |
| 4 讨论 |
| 第四章 草甘膦对刺参肌肉和肠道的组织病理学研究 |
| 1 引言 |
| 2 材料和方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 方法 |
| 2.3 组织病理学分析 |
| 3 试验结果 |
| 3.1 刺参肌肉组织的毒理变化 |
| 3.2 刺参肠道组织的毒理变化 |
| 4 讨论 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 图版Ⅰ 正常刺参的组织切片 |
| 图版Ⅱ 中毒刺参的组织切片 |
| 在读期间完成的学位论文 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
（6）基于绿色表面活性剂的农药环境友好型制剂的研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 术语和缩略语表 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1 表面活性剂概述 |
| 1.1 表面活性剂 |
| 1.2 表面活性剂的分类 |
| 1.3 表面活性原理-表面吸附和溶液内部自聚 |
| 1.4 表面活性剂的用途 |
| 2 表面活性剂在农药制剂加工中的应用 |
| 2.1 农药助剂 |
| 2.2 农药表面活性剂结构和性能 |
| 3. 表面活性剂的生态安全性 |
| 3.1 表面活性剂的安全性 |
| 3.2 表面活性剂的生态性 |
| 4. 绿色表面活性剂 |
| 4.1 “绿色表面活性剂”新概念的建立 |
| 4.2 绿色表面活性剂的分类 |
| 5 论文研究目的、内容及意义 |
| 5.1 研究目的和意义 |
| 5.2 研究内容 |
| 5.3 技术路线 |
| 第二章 绿色表面活性剂在三种农药制剂中的研究 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 主要仪器及设备 |
| 2.3 试验方法 |
| 3 绿色表面活性剑在农药制刻中的应用研究 |
| 3.1 绿色表面活性剂在5%联苯菊醋水乳剂中的应用 |
| 3.2 绿色表面活性刑在5%联苯菊醋微乳剂中的应用 |
| 3.3 绿色表面活性别在3。/。甲维盐微乳剂中的应用 |
| 3.4 绿色表面活性剂在5%甲维盐水分散粒剂中的应用 |
| 3.5 绿色表面活性剂在10，000iu/mg苏云金杆菌(BT)水分散粒剂中的应用 |
| 3.6 绿色表面活性刹在lOOOOIU/mg苏云金杆菌（BT)悬浮刻中的应用 |
| 4 讨论与小结 |
| 4.1 讨论 |
| 4.2 小结 |
| 第三章 绿色与常规表面活性剂在两种农药制剂中表面性能比较及室内生物活性比较 |
| 1 引言 |
| 2 绿色表面活性剂与常规表面活性剂表面活性性能比较 |
| 2.1 绿色表面活性剂与常规表面活性剂制备的5%联苯菊酯水乳剂稳定性比较 |
| 2.2 绿色表面活性剂与常规表面活性剂混合体系对甲维盐增溶能力的比较 |
| 3. 生物活性测定 |
| 3.1 供试药剂 |
| 3.2 供试虫源 |
| 3.3 试验方法 |
| 3.4 数据分析 |
| 3.5 结果与分析 |
| 3.6 讨论与小结 |
| 第四章 表面活性剂的环境安全性评价 |
| 1 引言 |
| 1.1 生物降解 |
| 1.2 对水生生物的毒性评估 |
| 2 表面活性剂的生物降解 |
| 2.1 试验准则 |
| 2.2 试验原理 |
| 2.3 缩写词和定义 |
| 2.4 试验材料与仪器 |
| 2.5 试验方法 |
| 2.6 结果与分析 |
| 3 表面活性剂对水生动物的安全性评价试验 |
| 3.1 表面活性剂对斑马鱼的急性毒性试验 |
| 3.2 表面活性剂对大型溞的运动抑制试验 |
| 3.3 结果与分析 |
| 4 讨论与小结 |
| 第五章 绿色表面活性剂作为两类农药制剂通用乳化剂的研究 |
| 1 引言 |
| 2 菊酯类农药水乳剂复配乳化剂的研究 |
| 2.1 试验材料与方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 3 大环内酯类农药微乳剂复配乳化剂的研究 |
| 3.1 试验材料与方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 4 讨论与小结 |
| 4.1 讨论 |
| 4.2 小结 |
| 第六章 全文总结 |
| 1 论文总结 |
| 2 论文创新点 |
| 3 不足与展望 |
| 参考文献 |
（7）硝化细菌菌剂生态安全性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 前言 |
| 1.3 微生态制剂研究现状 |
| 1.3.1 微生态制剂的定义及其特征 |
| 1.3.2 水产养殖中常用的微生态制剂种类 |
| 1.3.3 硝化细菌 |
| 1.3.4 其它种类的微生态制剂 |
| 1.3.5 水产养殖中常用微生态制剂的作用机理 |
| 1.3.6 水产养殖用微生态制剂存在问题 |
| 1.4 课题研究目的、意义、内容及参照标准 |
| 1.4.1 研究的目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 参照标准 |
| 1.5 论文创新点 |
| 第2章 硝化细菌菌剂对发光细菌急性毒性试验研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料和仪器 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 试验准备 |
| 2.3.1.1 发光细菌复苏 |
| 2.3.1.2 样品制备 |
| 2.3.2 筛检测量（Scrn） |
| 2.3.3 测定EC 值 |
| 2.4 结果及讨论 |
| 2.4.1 筛检测量结果 |
| 2.4.2 EC 测量结果 |
| 2.5 结论 |
| 第3章 硝化细菌菌剂对藻类的毒性试验研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料和仪器 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验仪器 |
| 3.3 试验方法和条件 |
| 3.3.1 预试验 |
| 3.3.1.1 贮备培养 |
| 3.3.1.2 预培养 |
| 3.3.1.3 最佳波长的确定 |
| 3.3.1.4 沉降性试验 |
| 3.3.2 正式试验 |
| 3.3.2.1 制作标准曲线 |
| 3.3.2.2 测定生长曲线 |
| 3.3.2.3 毒性试验 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 预试验 |
| 3.4.1.1 贮备培养和预培养 |
| 3.4.1.2 最佳测定波长 |
| 3.4.1.3 沉降性试验 |
| 3.4.2 正式试验 |
| 3.4.2.1 标准曲线 |
| 3.4.2.2 生长曲线 |
| 3.4.2.2.1 制作生长曲线 |
| 3.4.2.2.2 生命周期过程pH 监测 |
| 3.4.2.3 毒性试验 |
| 3.5 结论 |
| 第4章 硝化细菌对多刺裸腹溞急性毒性试验研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和仪器 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.3 试验方法和条件 |
| 4.3.1 培养试验 |
| 4.3.1.1 营养试验 |
| 4.3.1.2 生长周期试验 |
| 4.3.2 急性毒性试验 |
| 4.3.3 参比试验 |
| 4.3.4 分析方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 培养试验 |
| 4.4.2 生长周期试验 |
| 4.4.3 急性毒性试验 |
| 4.4.4 参比试验 |
| 4.5 结论 |
| 第5章 硝化细菌菌剂对斑马鱼的急性毒性试验研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料和仪器 |
| 5.3 试验方法 |
| 5.3.1 驯养 |
| 5.3.2 正式实验 |
| 5.4 试验结果及讨论 |
| 5.5 结论 |
| 第6章 硝化细菌菌剂致病菌检测 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料和仪器 |
| 6.2.1 试验材料 |
| 6.2.2 试验仪器 |
| 6.3 试验方法 |
| 6.3.1 大肠杆菌检测试验方法 |
| 6.3.2 沙门氏菌检测试验方法 |
| 6.4 试验结果 |
| 6.5 结论 |
| 第7章 硝化细菌菌剂抗药性试验研究 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 材料和仪器 |
| 7.2.1 试验材料 |
| 7.2.2 试验仪器 |
| 7.3 试验方法 |
| 7.3.1 试验设计 |
| 7.3.2 分析方法 |
| 7.4 试验结果及讨论 |
| 7.4.1 高锰酸钾对硝化细菌活性的影响 |
| 7.4.2 硫酸铜对硝化细菌活性的影响 |
| 7.4.3 戊二醛对硝化细菌活性的影响 |
| 7.4.4 84 消毒液对硝化细菌活性的影响 |
| 7.4.5 土霉素对硝化细菌活性的影响 |
| 7.4.6 磺胺对硝化细菌活性的影响 |
| 7.4.7 6 种消毒剂和抗生素的比较 |
| 7.5 结论 |
| 第8章 结论 |
| 8.1 主要结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间获得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）完善北京市地方水污染物排放标准体系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1. 引言 |
| 1.1 课题的由来 |
| 1.1.1 国内外水污染物排放标准体系现状 |
| 1.1.2 北京市地方水污染物排放标准体系现状 |
| 1.1.3 课题的提出 |
| 1.2 研究回顾 |
| 1.2.1 国外水污染物排放标准体系研究回顾 |
| 1.2.2 我国水污染物排放标准体系研究回顾 |
| 1.2.3 研究回顾小结 |
| 1.3 研究意义、路线及主要内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.3.3 研究内容 |
| 2. 美国水污染物排放标准体系研究 |
| 2.1 体系框架 |
| 2.2 各级标准内容研究分析 |
| 2.2.1 国家级标准内容研究分析 |
| 2.2.2 地方级标准内容研究分析 |
| 2.2.3 许可证限值内容研究分析 |
| 2.3 体系组成的制定研究 |
| 2.3.1 国家级标准的制定研究 |
| 2.3.2 地方级标准的制定研究 |
| 2.3.3 许可证限值的制定研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 3. 我国国家水污染物排放标准体系研究 |
| 3.1 体系发展历程 |
| 3.2 各级标准内容研究分析 |
| 3.2.1 国家级标准内容研究分析 |
| 3.2.2 地方级标准内容研究分析 |
| 3.3 我国水污染物排放标准的制定研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4. 我国地方水污染物排放标准体系研究 |
| 4.1 标准调研 |
| 4.2 地方标准体系的研究 |
| 4.2.1 地方标准体系的组成 |
| 4.2.2 体系类型 |
| 4.3 体系的制定研究 |
| 4.3.1 制定原则 |
| 4.3.2 各类型特点 |
| 4.4 本章小结 |
| 5. 完善北京市地方水污染物排放标准体系的必要性研究 |
| 5.1 北京市现行地方水污染物排放标准体系研究分析 |
| 5.1.1 概述 |
| 5.1.2 制定的背景和目标 |
| 5.1.3 原则及指导思想 |
| 5.1.4 主要内容 |
| 5.1.5 执行成效分析 |
| 5.1.6 存在问题分析 |
| 5.2 北京市地表水环境现状研究分析 |
| 5.2.1 水质与污染源现状 |
| 5.2.2 面临的主要问题 |
| 5.3 北京市地方水污染物排放标准体系完善的必要性 |
| 5.3.1 地表水环境质量改善的需要 |
| 5.3.2 水污染物减排的需要 |
| 5.3.3 水资源保护和可持续利用的需要 |
| 5.3.4 水污染治理工程的需要 |
| 5.3.5 水污染防治科技进步的需要 |
| 5.3.6 水环境监管和执法的需要 |
| 5.4 本章小结 |
| 6. 北京市地方水污染物排放标准体系的完善 |
| 6.1 目标及原则 |
| 6.1.1 指导思想 |
| 6.1.2 总体目标 |
| 6.1.3 原则 |
| 6.2 体系的框架设计 |
| 6.3 具体地方级标准的制（修）订需求分析 |
| 6.3.1 综合型标准的制（修）订需求分析 |
| 6.3.2 行业型标准的制（修）订需求分析 |
| 6.3.3 基础标准的制（修）订需求分析 |
| 6.4 体系构成 |
| 6.5 基础标准的制（修）订探讨——制订《北京市地方水污染物排放标准制修订技术指南》 |
| 6.6 本章小结 |
| 7. 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 附表1 国家行业型水污染物排放标准（在北京市地标后发布）与北京市地方标准DB11/307-2005 相关项目排放限值 |
| 附表2 国家《医疗机构水污染物排放标准》（GB18466-2005）与北京市地方标准DB11/307-2005 的相关项目排放限值 |
| 参考文献 |
| 英文缩写对照 |
| 致谢 |
（9）纳米银的生物效应及毒性作用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论(环境中的金属纳米颗粒) |
| 1.1 前言 |
| 1.2 金属纳米颗粒的理化特性和应用 |
| 1.2.1 磁学特性 |
| 1.2.2 热学性能 |
| 1.2.3 光学性能 |
| 1.2.4 力学性能 |
| 1.2.5 超塑性能 |
| 1.2.6 吸附/吸收性能 |
| 1.2.7 催化性能 |
| 1.3 环境中金属纳米颗粒的污染来源 |
| 1.3.1 固定污染源 |
| 1.3.2 流动性污染源 |
| 1.3.3 职业场所 |
| 1.3.4 商品化产品 |
| 1.3.5 生物合成 |
| 1.3.6 环境纳米科学 |
| 1.4 金属纳米颗粒的毒性效应和环境影响 |
| 1.4.1 人群健康危害 |
| 1.4.1.1 暴露途径 |
| 1.4.1.2 呼吸系统疾病 |
| 1.4.1.3 皮肤毒性 |
| 1.4.1.4 消化系统毒性 |
| 1.4.1.5 神经毒性 |
| 1.4.1.6 发育毒性 |
| 1.4.1.7 血液系统毒性及免疫毒性 |
| 1.4.1.8 细胞毒性 |
| 1.4.2 环境负荷 |
| 1.4.2.1 土壤 |
| 1.4.2.2 水 |
| 1.4.2.3 空气 |
| 1.4.2.4 微生物、寄生虫 |
| 1.4.2.5 环境协同作用 |
| 1.5 毒性作用机制 |
| 1.5.1 材料组成 |
| 1.5.2 纳米颗粒理化性质 |
| 1.5.3 氧化应激 |
| 1.5.4 大分子损伤 |
| 1.6 展望 |
| 第2章 小型鱼medaka评价纳米银的亚慢性毒性效应 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 纳米银粉的制备及其表征 |
| 2.2.3 暴露实验方案 |
| 2.2.4 实验参数测定 |
| 2.2.5 生化指标的测定 |
| 2.2.6 组织切片制作 |
| 2.2.7 纳米银的组织分布 |
| 2.2.8 统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 纳米银表征 |
| 2.3.2 实验期理化参数 |
| 2.3.3 急性和亚慢性毒性 |
| 2.3.4 组织分布 |
| 2.3.5 抗氧化系统及脂质过氧化 |
| 2.3.6 组织形态学分析 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 部分生命周期实验评价纳米银的胚胎毒性 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 仪器与试剂 |
| 3.2.2 纳米银粉的制备及其表征 |
| 3.2.3 动物养殖 |
| 3.2.4 动物暴露方案 |
| 3.2.5 生物学分析 |
| 3.2.6 统计分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 自制纳米银的表征 |
| 3.3.2 纳米银急性毒性 |
| 3.3.3 胚胎期幼鱼发育迟滞 |
| 3.3.4 形态发育异常 |
| 3.3.5 孵化后幼鱼毒性 |
| 3.3.6 组织病理学检查 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 纳米银诱导的卵膜损伤、低氧症及氧化应激——Medaka胚胎发育异常的机制 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 仪器与试剂 |
| 4.2.2 纳米银粉的制备及其表征 |
| 4.2.3 实验动物饲养 |
| 4.2.4 纳米银颗粒对胚胎发育和绒毛膜完整性的影响 |
| 4.2.5 生化分析 |
| 4.2.6 ROS浓度及单线态氧 |
| 4.2.7 统计分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 纳米银颗粒的表征 |
| 4.3.2 形态发育异常 |
| 4.3.3 绒毛膜完整性的变化 |
| 4.3.4 纳米银对medaka胚胎LDH活性的影响 |
| 4.3.5 氧化应激相关生化指标的改变 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 纳米态与离子态银的亚慢性毒性比较研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 仪器与试剂 |
| 5.2.2 Ag+释放率测定 |
| 5.2.3 暴露实验方案 |
| 5.2.4 毒理学终点评价 |
| 5.2.5 组织分布 |
| 5.2.6 统计分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 纳米银表征 |
| 5.3.2 Ag+释放率 |
| 5.3.3 组织分布 |
| 5.3.4 亚慢性暴露死亡率 |
| 5.3.5 氧化应激 |
| 5.3.6 组织病理学损伤 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
| 致谢 |
（10）五种常见农药对水螅的单一和联合急性毒性（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 单一农药对水螅的急性毒性实验 |
| 1.2.2 农药对水螅的联合毒性实验 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 水螅的中毒症状 |
| 2.2 五种农药对水螅的单一毒性实验 |
| 2.3 5种农药对水螅的联合毒性 |
四、普通洗衣粉对水螅的急性毒性试验（论文参考文献）
- [1]十二烷基苯磺酸钠淡水水质基准初探及生态风险评估[J]. 王莉,刘静,柳振铎,李超华. 生态毒理学报, 2021(03)
- [2]洗涤剂对水环境的风险及防控对策建议[J]. 许秋瑾,应光国,夏青,谭本祝,姜琦. 环境工程技术学报, 2019(06)
- [3]新型新烟碱类农药对环境模式生物毒性效应的研究[D]. 吴程琛. 浙江大学, 2016(07)
- [4]污水厂污泥中毒的毒性物质甄别和相关毒性研究[D]. 李渭印. 广州大学, 2013(04)
- [5]农药草甘膦对刺参成参的毒性的研究[D]. 李君. 河北农业大学, 2013(03)
- [6]基于绿色表面活性剂的农药环境友好型制剂的研究[D]. 刘迎. 浙江大学, 2012(12)
- [7]硝化细菌菌剂生态安全性研究[D]. 刘璇. 青岛理工大学, 2010(05)
- [8]完善北京市地方水污染物排放标准体系研究[D]. 罗孜. 北京市环境保护科学研究院, 2010(01)
- [9]纳米银的生物效应及毒性作用机制[D]. 吴源. 中国科学技术大学, 2010(09)
- [10]五种常见农药对水螅的单一和联合急性毒性[J]. 宋辉,胡好远,李玉成,郝家胜. 安徽师范大学学报(自然科学版), 2010(02)