一、乐果在环境水体中消解的影响因素与污染防治（论文文献综述）
朱先槟[1]（2021）在《水中拟除虫菊酯类农药自由态浓度测定及溶解性有机质的影响研究》文中指出拟除虫菊酯类农药在农业、林业、卫生等领域已被广泛用于农产品及环境中害虫的防治,科学有效地测定水体中残留的拟除虫菊酯类农药的自由态浓度对保障生态环境安全具有重要意义。溶解性有机质是一类环境基质中普遍存在的复杂有机混合物,对水中农药的自由态浓度有着重要影响。本文以联苯菊酯、甲氰菊酯、高效氯氟氰菊酯、氯菊酯、氯氰菊酯、氟氰戊菊酯、氰戊菊酯、溴氰菊酯(4.6<log Kow<6.6)等8种拟除虫菊酯类农药为研究对象,分别以硅橡胶（SR）、聚氯乙烯（PVC）为采样材料,建立了测定水中拟除虫菊酯类农药自由态浓度的被动采样法,并利用该方法对环境水体中目标农药的自由态浓度进行了监测;探究了水中拟除虫菊酯类农药自由态浓度随腐植酸或黄腐酸含量变化的规律,明确了腐植酸及黄腐酸影响该类农药自由态浓度的作用机制。主要研究结果如下:1.分别建立了基于SR膜及PVC膜的水中8种拟除虫菊酯类农药自由态浓度测定方法。8种拟除虫菊酯类农药在7 d时都能够在两种薄膜与水间达到吸附平衡状态,SR膜和PVC膜对应的平衡分配系数Kf分别为19786～47138和7387～13896,对应的吸附速率常数kads分别为0.01136～0.01599 h-1和0.011～0.01612 h-1。目标农药在SR膜及PVC膜上的被动采样参数与其极性存在一定的正相关性,但不受农药水溶性的影响。2.室内模拟条件下,SR膜-被动采样法与PVC膜-被动采样法测定的水中试验化合物自由态浓度基本一致,且与水中试验化合物总浓度较为接近,表明了两种被动采样法的准确性。在不同时间对合肥市内三处地表径流水进行监测,检出3种目标农药（高效氯氟氰菊酯、氰戊菊酯、溴氰菊酯）,其自由态浓度分别为农田径流水1.38±0.13～3.58±0.15 ng/L、公园径流水1.29±0.03～13.12±0.25 ng/L、交通枢纽径流水1.19±0.08～67.17±4.71 ng/L。3.8种拟除虫菊酯类农药的自由态浓度随腐植酸或黄腐酸含量的升高而降低。当水中腐植酸或黄腐酸为0.01～10 mg/L时,目标农药自由态浓度为0.6537±0.0755～7.5490±0.4566μg/L,且农药自由态浓度随着溶解性有机质浓度增加呈快速下降趋势。当溶解性有机质浓度为10～20 mg/L时,目标农药的自由态浓度无明显变化（0.4799±0.0372～4.8396±0.2653μg/L）。腐植酸对拟除虫菊酯类农药自由态浓度的影响较黄腐酸更为显着。4.腐植酸和黄腐酸对水中8种拟除虫菊酯类农药都具有较强的吸附作用。水中腐植酸或黄腐酸为0.01～20 mg/L时,农药的吸附率为24.51%～95.20%,且腐植酸的吸附作用明显强于黄腐酸。腐植酸或黄腐酸对农药的吸附率越大,农药的自由态浓度越小,说明溶解性有机质的吸附作用是降低拟除虫菊酯类农药自由态浓度的重要因素。5.建立了8种拟除虫菊酯类农药共同代谢产物的气相色谱-质谱联用检测方法,确定水中存在拟除虫菊酯类农药的共同代谢产物3-苯氧基苯甲醛,其浓度为84±0.2～5830±80 ng/L,即腐植酸、黄腐酸均能够在一定程度上促进拟除虫菊酯类农药的降解。溶解性有机质浓度越高、作用时间越长,其降解效果越明显。
姜朵朵[2]（2021）在《典型农药在我国三种粮食产地残留特征及膳食风险评估》文中认为小麦、玉米和水稻是我国重要的3种粮食作物,农药是保证粮食产量的有效农业投入品,但其在农产品和环境中的残留问题一直备受关注。因此,开展粮食及产地环境中农药残留状况的研究具有重要的现实意义。我国粮食种植区跨度大且分散,而以往的研究主要在小范围开展,具有一定的局限性。本研究选取了我国3个小麦主产区、3个玉米主产区和4个水稻主产区,分别探究多种典型农药在不同粮食产区土壤及农产品中的残留特征,并对其进行膳食风险评估。主要结果如下:3种粮食产区土壤及农产品中存在多种农药残留现象。试验采集的土壤样品中至少可检出16种目标药剂,农产品样品中至少可检出2种目标药剂。较高的残留浓度值主要集中在几个农药品种上。在小麦产区土壤中,氯氟氰菊酯、吡虫啉和氯氰菊酯的平均残留浓度最高,分别为44.12μg/kg、27.08μg/kg和23.31μg/kg;在玉米产区土壤中,莠去津和烟嘧磺隆的平均残留浓度最高,分别为226.07μg/kg和138.25μg/kg;在水稻产区土壤中,氯虫苯甲酰胺和硝磺草酮的平均残留浓度最高,分别为73.80μg/kg和72.70μg/kg。不同类型农药在粮食产区土壤样品中的残留水平具有差异性。总的来说,在小麦产区土壤中杀虫剂残留水平相对较高,而在玉米产区土壤中除草剂残留水平相对较高,在水稻产区土壤中杀虫剂和除草剂残留水平相对较高。在小麦产区土壤样品中,26种农药的总残留浓度在6.57-1633μg/kg之间,平均浓度为195.74μg/kg;在玉米产区土壤样品中,24种农药的总残留浓度在187.63-3163μg/kg之间,平均浓度为879.35μg/kg;在水稻产区土壤样品中,26种农药的总残留浓度在118.30-1205μg/kg之间,平均浓度为537.60μg/kg。另外,农药在粮食作物农田土壤中的残留水平往往表现出区域差异性和时间差异性。在小麦产区,山东省土壤样品中农药的总残留水平最高,内蒙古自治区最低;在玉米产区,土壤样品中农药的总残留水平基本表现为:黄淮海夏玉米区>北方春玉米区>南方夏玉米区;在水稻产区,土壤样品中农药的总残留水平基本表现为:东北稻区>华南稻区>黄淮海稻区>长江中下游稻区。为准确评估农药应用风险,本研究关注了手性农药对映体残留差异性。对于手性农药戊唑醇和腈菌唑,其对映体在农田土壤中的残留水平具有差异性,土壤样品中ERS-戊唑醇/R-戊唑醇和ER（+）-腈菌唑/（-）-腈菌唑分别在0.57-1.49和0.49-1.65之间,小麦籽粒中ERS-戊唑醇/R-戊唑醇在0.54-0.73之间。本研究还关注了对后茬作物生长有影响的农药,发现长残效除草剂莠去津可在后茬小麦田所有土壤样品中检出,检出浓度在0.03-296.49μg/kg之间,主要集中在≥LOQ-50μg/kg范围内（88%）,有15个样品中莠去津的残留量高于100μg/kg,可能对后茬小麦的正常生长具有一定的风险。此外,研究还发现,腈菌唑虽然未在我国水稻上进行登记,但其在土壤及糙米杀菌剂污染中的相对贡献率均最高,推测可能是因为腈菌唑在稻田中的违规使用所造成。研究发现,农药在进入环境后往往会发生代谢过程。在3种粮食产区土壤样品中,吡虫啉、啶虫脒和噻虫嗪的5种代谢物的检出率均为100%,其在土壤样品中的总残留水平是3个母体总和的2.4倍（均值）。建议加强对产地环境中农药代谢物的监测。经分析,小麦籽粒、玉米籽粒和糙米3种农产品中目标农药的残留水平较低,低于最大残留限量值（MRLs）。小麦籽粒中26种药剂的总浓度在2.81-95.27μg/kg之间,杀虫剂氯氟氰菊酯的检出浓度最高,平均浓度为8.68μg/kg;玉米籽粒中24种药剂的总残留浓度在3.27-15.20μg/kg之间,杀虫剂甲氨基阿维菌素苯甲酸盐的检出浓度最高,平均浓度为2.06μg/kg;糙米中26种药剂的总浓度在1.81-26.74μg/kg之间,杀虫剂氯虫苯甲酰胺的检出浓度最高,平均浓度为4.94μg/kg。3种农产品中农药的%ARf D值和%ADI分别在1.23×10-6%-5.32×10-1%和5.28×10-6%-9.54×10-2%之间,均远远低于100%,急性和慢性膳食摄入风险较低。
王鑫[3]（2020）在《水环境中农药及其降解产物样品分析前处理方法的研究与筛查应用》文中研究表明农药化学污染是影响水质的重要因素之一。全球目前已注册的农药超过1400多种,常用的约500种。农药进入环境后,不仅会以母体化合物的形式存在,还会产生降解产物,加之环境介质的复杂性,导致对检测技术的要求越来越高。因此,建立高效、快速、灵敏的样品前处理方法,实现对水环境中农药及其降解产物的富集、萃取和净化,是正确评估水环境农药污染情况的关键。在农药及其降解产物的样品前处理技术中,索氏提取、振荡提取、液液萃取等传统方法操作繁琐、误差大,且消耗大量有机溶剂易造成环境污染。随着科学技术的发展,新型的样品分析前处理技术不断涌现,如固相萃取、加速溶剂萃取等。这些新型的样品前处理技术在传统技术的原理上进行改进,通过自动化的手段使前处理过程更加系统化、规范化,进而确保了样品分析的准确性和稳定性。本论文以农药及其降解产物为研究对象,建立了水和底泥中农药及其降解产物分析的样品前处理方法,并探讨了其在实际环境样品中的应用。本研究成功制备了一种混合吸附床固相萃取柱,以此作为样品前处理装置结合高效液相色谱-高效高分辨质谱法高精度定量分析水中农药及其降解产物。混合吸附床固相萃取柱由亲水-亲脂平衡聚合物HLB填料、强阳离子交换SCX填料和强阴离子交换SAX填料组成。HLB填料具有反相保留作用,SCX填料和SAX填料均具有非极性吸附和离子交换的双重性质。通过结合三种填料的不同保留机理,同时对水中农药及其降解产物进行提取净化,使检测结果更加准确。在最佳实验条件下,混合吸附床固相萃取法对农药及其降解产物的回收率为76%-97%,相对标准偏差均小于10%,方法检出限为0.0010-41 ng·L-1。试验结果表明所建立的分析方法灵敏度高、重现性佳,适用于环境水样中农药的残留分析检测。研究采用加速溶剂萃取法结合固相萃取净化法,建立了环境底泥中农药及其降解产物残留的前处理分析方法,提高了前处理方法的适用范围。试验系统优化了萃取溶剂、萃取时间、净化柱类型、洗脱液体积等影响萃取效率的因素,考察了底泥含水率和腐殖酸对前处理效果的影响。在优化条件下,所建方法的回收率为80%-106%,方法检出限为0.0020-0.37μg·kg-1。该方法具有快速、灵敏、操作简单等优点,可应用于环境底泥样品中农药的分析测定。利用上述混合吸附床固相萃取法,在山东地区丰水期和枯水期分别对地表水中的农药及其降解产物进行了高通量定性定量研究。监测期间在该地区掺混水、黄河水和山区水样中共检出65种农药及其降解产物,其中检出频率较高的10种典型农药污染物为:阿特拉津、扑草净、西玛通、阿特拉通、避蚊胺、多菌灵、戊唑醇、三环唑、多效唑、脱乙基阿特拉津,浓度含量在几到几百ng·L-1之间。该地区农药的污染状况受季节影响显着,从枯水期到丰水期,农药总浓度有所下降。3种不同水体受农业面源污染等因素影响,农药残留及污染情况存在一定的差异。
胡多飞[4]（2020）在《微塑料在洞庭湖区的污染特征及其对总有机碳贡献的研究》文中进行了进一步梳理塑料是通过缩聚或加聚反应生成的高分子化合物。塑料具有优异的性能,抗腐蚀能力强,与酸碱都不发生反应。除此之外塑料还具有制造成本低、耐用、防水、质轻等优点。由于塑料缺乏管理而大量进入到环境中,分布在环境中的塑料在水流,光照,泥沙等环境因素作用下易破碎为小块塑料或者微塑料（Microplastics,MPs）。微塑料直径一般小于5mm,具有粒径小,形态多样,种类各异等特点。近年来,微塑料对河流和湖泊的污染引起了广泛的关注。洞庭湖作为中国第二大淡水湖,是生态保护的重点区域。目前关于洞庭湖中的微塑料污染现状报道较少。因此我们开展了洞庭湖区的微塑料污染调查,这将有利于我们了解微塑料在内陆湖泊的污染情况。本次研究选取洞庭湖以及4条主要入湖河流（资江、澧水、湘江、沅江）进行布点调查。一共采集了15个浅层水样和15个底泥样品。分析了浅层水和底泥中的微塑料浓度、分布、形状、尺寸等特点。结果表明:洞庭湖区域浅层水体中微塑料浓度为0.62-4.30个/m2,微塑料最高浓度的采样点出现在S6,位于沅江市附近,为4.30个/m2,最低点为S14浓度为0.62个/m2,位于饮用水水源地附近。洞庭湖底泥中微塑料浓度范围为21-52个/100 g（干重）。底泥中微塑料浓度最高点为W13（52个/100g干重）。采样点W13靠近岳阳楼附近,该地区为着名的旅游景区。微塑料含量最低点位于W3（21个/100g干重）,为沅江入湖口附近,该地区邻近湿地,人口较少。水体和底泥中微塑料的特点大致相同,在形状方面,纤维状最多,尺寸方面集中于小尺寸范围,颜色主要以透明为主。底泥和水体中检测出的微塑料种类丰富,主要有聚丙烯（PP）、聚乙烯（PE）和聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）。以上研究表明:洞庭湖区微塑料污染呈现空间上的差异,工业较多地区和城市附近的微塑料浓度普遍高于其他地区。在入湖河口均检测出较高浓度的微塑料,这充分说明了入湖河流是洞庭湖的一个重要污染来源。从微塑料的种类,形状等特性来推测其来源,其中很大一部分来源于人类活动,由于管理不善使其进入到环境当中。微塑料是有机颗粒物,理论上微塑料可能对水体总有机碳（TOC）有重要贡献。通过用纳米级微塑料的稀释溶液和人工配制的江水混合溶液（纳米级微塑料+自然江水）进行TOC检测。我们发现纳米级微塑料可以直接测出TOC数值。自然江水的TOC值为9.78 mg/L,通过添加纳米级微塑料使得混合液的TOC达到了21.21mg/L。这证明了微塑料对TOC有重要贡献。TOC是评价环境有机污染的重要参数,而微塑料的贡献使得这一重要参数需要新的思考,自然水体和土壤中微塑料所占TOC的比重。本研究有助于全面认识微塑料在洞庭湖区的污染特征,为评价和治理洞庭湖微塑料污染提供数据支撑。另一方面微塑料对TOC的贡献丰富了TOC的含义。
王守英[5]（2020）在《高压液相色谱-高分辨质谱快速筛查养殖环境及水产品中农药残留的研究》文中认为农药是预防、控制病虫害,调节昆虫植物生长的化学合成或者天然制剂的总称。它不仅在农业和林业领域应用广泛,同时对调节水质、促进水产养殖的高产也发挥着重要作用。由于农药的大量使用,其残留问题也日趋严重;环境中残留的农药在农作物、水生生物中得到蓄积,经食物链进入人体,对人体健康造成极大威胁。水产品中残留的农药除了从环境（水和底泥）中富集而来,主要来源于养殖过程中农药或渔药的使用。目前种植业和养殖业常用的农药主要有有机磷类、有机氯类、氨基甲酸酯类、咪唑类和三嗪类等等,这些农药均具有一定的毒副作用,人们食用含有农药残留较高的水产品或长期暴露于农药浓度较高的环境下可诱发癌症和一些慢性疾病,增加神经系统患病的风险,因此需对养殖环境和水产品中残留的农药进行监管,确保人类健康和水产品质量安全。目前,有关养殖环境和水产品中农药残留的研究相对较少,尤其是对不同种类农药同时测定的研究更是甚少。现有的检测技术存在检测目标单一,检测种类少,很多农药还没有相应的检测方法等问题。另外,现有的监测手段主要是对已知药物的残留进行监测,无法知道测定对象中是否还含有其他药物,存在严重的漏检现象。由于检测技术的局限性,致使无法及时、准确地了解养殖环境和水产品农药污染状况,水产品相关的安全隐患难以被发现,相关安全事故也难以得到正确判断和处理。因此,急需建立养殖环境和水产品中多种类农药快速快速筛查技术,提高检测效率,快速实现残留农药的精准定性,为养殖环境和水产品中农药残留监管、隐患排查、风险评估提供可靠的技术支撑。本项目针对水产品养殖过程农药污染特征及国内外农药残留监管热点,利用超高效液相色谱-四极杆静电场轨道阱质谱构建农药筛查数据库,用于不同样品中农药残留的筛查定性。研究建立了87种农药同时测定的高通量仪器分析方法。根据水体、底泥和水产品的不同特点,对样品前处理技术进行了开发,分别建立了水体、底泥和水产品中87种农药残留的高通量快速筛查技术。最后对崇明地区的养殖环境和水产品中农药残留状况进行了初步调查,并对其污染特征和潜在的危害进行了分析。研究成果如下:1. 利用标准溶液及超高效液相色谱-四极杆静电场轨道阱高分辨质谱仪构建了87种农药的筛查定性数据库。该数据库包含化合物的基本化学信息,色谱保留时间、母离子加合模式和精确质量数,特征碎片精确质量数等。该数据库凭借化合物的色谱、质谱指纹信息实现了样品中残留农药的准确定性。2. 通过质谱条件和液相色谱条件的研究,开发了87种农药同时分析的高通量仪器分析方法。最佳的液相色谱条件为:Accucore a Q-MS色谱柱（100 mm×2.1mm,2.6μm）;流速:0.3 m L/min;流动相为0.1%甲酸水溶液（含5 mmol/L甲酸铵）和0.1%甲酸甲醇溶液（含5 mmol/L甲酸铵）。最佳质谱条件为:离子源:H-ESI源;喷雾电压:3200 V（+）,2800 V（-）;辅气加热温度:350℃;离子传输管温度:325℃;扫描模式:Full Scan/dd-MS2（Top N）模式;扫描范围:100～1000 m/z;分辨率:70000（Full MS）;17500（MS/MS）;触发阈值:5×105（Full MS）;1×105（MS/MS）。在最佳仪器分析条件下,目标物峰形尖锐,灵敏度较高,4对同分异构体得到有效分离,实现了87种化合物准确定性的目的。3. 建立了养殖水体中87种农药同时测定的快速筛查方法,其中71种农药筛查限在0.002μg/L～0.04μg/L之间,11种农药筛查限在0.04μg/L～1μg/L之间,5种农药筛查限大于1μg/L。该方法操作简单,重现性较好,灵敏度高,定性准确,可用于养殖水体中未知农药的快速定性和半定量分析。4. 建立了底泥中87种农药同时测定的快速筛查方法,其中75种农药筛查限在1μg/kg～25μg/kg之间,8种农药筛查限在25μg/kg～200μg/kg之间,4种农药筛查限大于200μg/kg。该方法操作简单,重现性好,且准确度较高,可用于底泥中未知农药的快速定性和半定量分析。5. 建立了水产品中87种农药残留同时测定的快速筛查方法。在草鱼、虾基质中,有71种农药的筛查限在1μg/kg～25μg/kg之间;9种农药筛查限在25μg/kg～100μg/kg之间;7种农药筛查限大于100μg/kg。在河蟹基质中,有61种农药筛查限在1μg/kg～25μg/kg之间;6种农药筛查限在25μg/kg～100μg/kg之间;20种农药筛查限大于100μg/kg。该方法操作简便、适用性较强,方法准确度和精密度较好,能够满足水产品中多种农药筛查的需求。6. 对崇明地区养殖环境和水产品进行农药残留调查,调查结果显示（1）养殖水体的进水口农药污染主要来自于农业等领域的农药使用;2个池塘水中分别检出的阿维菌素、乙氧喹啉含量超过了400 ng/L,增加了水产品富集的风险;个别池塘有禁用渔药五氯酚钠检出,但含量未超过GB11607-89渔业水质标准10μg/L。（2）有2个池塘进水口底泥分别检出的辛硫磷和久效威,含量大于20μg/kg,应关注由此给水产品质量带来的风险。（3）水产品中乙氧喹啉、扑草净和辛硫磷检出频率较高;但残留量低,不超过2.00μg/kg,其中2个草鱼中乙氧喹啉残留量大于200μg/kg,超过了欧盟0.05 mg/kg限量标准的要求,今后应对此加以关注。
王子康[6]（2020）在《城市过境河流中烷基汞污染调查研究 ——以合肥市南淝河为例》文中指出烷基汞（甲基汞、乙基汞）作为有机汞形态之一,其生理毒性、生物富集性及环境中含量水平较其他有机汞更为突出,且引发了日本水俣病等汞污染事件,是国内外最受关注的有机汞形态。已有研究证实,受人类活动影响较大的自然环境水体有利于汞活化、甲基化和生物累积。国内早期对于烷基汞的研究多集中在土壤与水库沉积物中较高含量水平甲基汞的分布特点及汞甲基化过程机理等问题,对自然环境水体中痕量乃至超痕量水平烷基汞的研究存在检测手段上的不足,且缺乏可供参考的含量背景依据和污染评价方法。近年来烷基汞的检测手段不断成熟,新的烷基汞分析标准《水质烷基汞的测定吹扫捕集/气相色谱冷原子荧光光谱法》（HJ977-2018）于2019年3月1号实施,为湖泊、河流等天然水体中烷基汞含量水平及分布特点的研究提供技术支持。为此,本研究选取城市过境河流南淝河为研究对象,以文献调研和方法适用性论证实验为基础准备工作,通过在该河主干流域布设监测点位并采集上覆水与沉积物样品,分析了水样常规理化指标和总甲基汞（TMe Hg）、溶解态甲基汞（DMe Hg）的浓度;测定了沉积物样品基本性质和甲基汞（Me Hg）的含量。通过实测数据反映出南淝河烷基汞整体含量水平和分布特点,在此基础上探讨了影响甲基汞分布的相关因素,并利用现有评价手段对该流域烷基汞的污染程度和风险水平进行评估,以期为南淝河水质调查与污染控制填补数据空白和提供方法借鉴。主要结论如下:（1）南淝河上覆水中总甲基汞浓度平均值为0.122±0.074ng/L,与国内其他自然水体中甲基汞含量相比处于较低水平;乙基汞基本未检出。溶解态甲基汞的浓度平均值为0.076±0.054ng/L,是丰水期上覆水中总甲基汞的主要来源,与总甲基汞浓度存在显着相关关系。总甲基汞、溶解态甲基汞与颗粒态甲基汞在不同监测断面的浓度水平差异较大,在空间上表现为:中游断面>下游断面>上游断面。在时间上总甲基汞浓度水平表现为:丰水期>平水期>枯水期,在8月份出现峰值,且存在明显季节变化。上覆水中水温的变化一定程度上影响了不同季节的甲基汞含量分布;p H值和溶解氧均与甲基汞浓度存在显着负相关关系,说明酸性条件下或者溶氧较低的水体中更易产生甲基汞;水体中的氮磷元素与甲基汞的分布相关性不显着。（2）南淝河表层沉积物中甲基汞变化范围为0.28～1.61ng/g,平均值为0.97±0.43ng/g,甲基汞含量与国内其他水体沉积物或土壤相比处于中等水平;乙基汞仅在部分断面有少量检出。沉积物间隙水中溶解态甲基汞浓度的变化范围为0.71～3.10ng/L,丰水期和平水期溶解态甲基汞浓度高于枯水期,呈现与上覆水体类似的季节分布特点,但浓度差异较上覆水体变化较小。枯水期甲基汞的固液分配系数平均值为7.5×102L/kg,高于平水期和丰水期,反映了该时期甲基汞在固相中的浓度更高,向间隙水的迁移能力也较弱。沉积物p H值、有机质与甲基汞含量间均无显着相关关系。（3）利用单因子污染指数法对南淝河上覆水及沉积物中烷基汞进行污染程度评价可知,上覆水中甲基汞达到甲基汞推荐标准中Ⅳ类水的污染指数要求;乙基汞在所有时期均未检出,故水体未受乙基汞污染。沉积物中甲基汞在丰水期亳州路桥断面的污染指数小于5,属于轻度污染。其余断面在所有时期的污染指数均在5～50之间,平均污染指数为19.4,属于中度污染。利用风险熵值法对南淝河水体甲基汞进行风险评估可知,南淝河部分断面具有较低生态风险,其余断面无显着生态风险。
孙鹏[7]（2019）在《石墨基固相萃取剂对有害残留物的选择性吸附作用研究》文中认为随着社会的发展,食品安全和环境污染已经引起了全社会的广泛关注。为了准确、快速、高效地检测食品和水中的非法添加物和农药残留物,不但需要现代化的分析仪器,而且还需要与其适应的样品预处理技术。本论文从一系列石墨基固相萃取吸附剂出发,通过π-π作用、静电作用、氢键作用等实现了对食品和环境水中有害残留物的选择性富集,构建了对食品和环境水中有害物质的准确而高效的分析方法。本论文的主要研究工作如下:将分散固相萃取技术与超高液相色谱-质谱联用,建立了水产品中丁香酚药物的残留检测方法。以石墨化炭黑为分散固相萃取吸附剂,在优化的实验条件下,该吸附剂对样品提取液具有很强的净化能力,成功的应用于三种水产品中丁香酚的测定。该方法操作简单、有机试剂使用量少、分析时间短,优于已报道的方法。建立了单壁碳纳米管和羧基化多壁碳纳米管为分散固相萃吸附剂结合气相色谱法测定环境水和蔬菜中有机氯和拟除虫菊酯类农药残留量的有效分析方法。羧基化多壁碳纳米管对蔬菜样品提取液具有很强的净化能力,单壁碳纳米管能有效吸附水中五氯硝基苯和百菌清。建立的方法操作简单,具有较高的灵敏度,食品及环境水中有害残留的分析提供新的思路。以磁性多壁碳纳米管为吸附剂,构建了磁性固相萃取结合超高效液相色谱-串联质谱法,实现了对环境水种6种三唑类杀菌剂残留量的有效分析。结果表明,该方法线性关系良好,具有较好的精密度和准确度。磁性固相萃取与超高效液相色谱-串联质谱的结合将为环境种有害物质残留检测提供新的实用工具。以石墨烯气凝胶固相萃取与气相色谱质谱联用,建立了一种测定环境水中有机磷类农药的新方法。6种有机磷类农药首先吸附在石墨烯气凝胶吸附剂上,经四氢呋喃洗脱,回收率在93.8-104.2%。该方法线性关系良好,具有较高的精密度和准确度。本文通过多种固相萃取吸附剂对食品和环境水中有害残留物的吸附作用研究,分别发现了石墨化炭黑对水产品中丁香酚、单壁碳纳米管对环境水中有机氯农药、羧基化多壁碳纳米管对蔬菜中拟除虫菊酯类农药、磁性多壁碳纳米管对环境水中三唑类杀菌剂以及石墨烯气凝胶对环境水中6种有机磷类杀虫剂的选择性吸附作用。将石墨基吸附剂固相萃取前处理与现代仪器分析技术相结合,建立能够满足食品及环境样品分析的基本要求的有害残留物分析方法,为石墨基碳材料应用于食品及环境中有害残留物的分析提供重要研究基础。
王斌[8]（2019）在《杭州市内河中典型有机磷农药的残留检测研究》文中研究表明有机磷农药（OPPs）具有高效、易降解、低成本等特点,是目前全球使用最广泛的农药种类之一。在生产和使用过程中,OPPs可通过地表径流等途径迁移到环境水体中,对人类和生态系统造成威胁,因此亟需我们跟踪监测其残留浓度。目前OPPs样品的预处理方法存在操作复杂,有机溶剂使用量大和耗时长等不足,且对内河中OPPs残留特征和健康风险评价方面研究较少。鉴于此,本研究建立了一种快速液液微萃取方法（LLME）,结合超高效液相色谱法（UPLC）,对杭州市内河中典型OPPs的残留进行了检测,并对OPPs造成的健康风险进行评价。最后,基于单机的光电离离子迁移谱,建立了OPPs的快速检测方法。具体研究内容如下:（1）建立了快速液液微萃取-超高效液相色谱法（LLME-UPLC）同时检测水体中7种OPPs的分析方法。系统地优化了UPLC的色谱条件,萃取剂类型和体积、pH、萃取次数、盐的添加量和分散方式等条件。进行了7种OPPs分析方法的可行性论证,其中标准曲线R2为0.99270.9984,方法检测限（LOD）为0.040.15μg/L,回收率在75.3112.6%之间,相对标准偏差（RSD）≤14.9%,表明该方法能够满足环境水样中痕量OPPs的检测要求。（2）基于建立的LLME-UPLC方法,对上塘河、大运河以及3个水源地水体的OPPs残留进行了分析检测。结果表明,7种OPPs都有不同程度的检出,最高检出浓度在0.060.54μg/L之间,低于我国地表水环境质量标准（GB3838-2002）中的的标准限值。9月份上塘河采样段7种OPPs的最高检出浓度、总浓度和检出率均高于同时期其他流域;1月份上塘河水样中7种OPPs的总浓度在0.040.54μg/L,小于9月份上塘河水样的总浓度0.171.71μg/L,可能由于1月份农药使用量减少和持续降水导致。基于测得的OPPs最高检出浓度,开展上塘河水样和大运河水样中OPPs的人体健康风险评价。结果表明,上塘河和大运河水样致癌总健康风险分别为1.0×10-7和9.4×10-8,均≤10-7,无致癌健康风险;上塘河和大运河水样非致癌总健康风险分别为2.1×10-3和9.4×10-4,均远小于1,无非致癌健康风险。（3）基于光电离离子迁移谱,以丙酮为试剂分子,建立了OPPs的快速检测方法。针对不同的OPPs,优化了试剂分子的浓度,其中检测倍硫磷和毒死蜱的最优丙酮浓度为0.07 mg/L,检测亚胺硫磷的最优丙酮浓度为0.26 mg/L,检测磷胺、乐果和水胺硫磷的最优丙酮浓度为2.33 mg/L。当丙酮浓度从0.07 mg/L提高到2.33 mg/L和19.94 mg/L时,倍硫磷和毒死蜱的离子峰依次被抑制,但是乐果的离子峰保持不变,表明切换试剂分子浓度能实现OPPs的选择性检测。在最优试剂分子浓度下,倍硫磷、毒死蜱、亚胺硫磷、磷胺、乐果和水胺硫磷的LOD分别是0.2、0.3、0.6、0.5、0.3和0.2 mg/L。
肖尧[9]（2019）在《固定化Acinetobacter sp.T1细菌去除湖泊中的氨氮》文中进行了进一步梳理随着人口的增长、工业化和城市化进程的加快,大量可溶性含氮污染物进入并汇聚于湖泊水体。这不仅会直接对环境水体产生危害,还会对大气、土壤、地下水等产生一定程度的负面影响,且水中各种形态的氮对生物体均有毒害作用。微生物修复被公认为是有效且低能耗的,具有经济性的,无二次污染的,是未来最有价值和可行性的治理方法。但在实际运用上也存在着一些限制因素,例如菌种流失、外界环境对修复效果的影响、与土着微生物的竞争等。所以,人们考虑通过将微生物固定于特定空间内,以期改善微生物在实际修复过程中存在的短板,提高修复效果。本研究以水体及沉积物中的氨氮为主要的目标污染物。利用活性炭、硅藻土、沸石三种天然多孔材料对一株具有高效异养硝化和好氧反硝化（HN-AD）能力的细菌Acinetobacter sp.T1进行固定化,从中筛选出合适的固定化载体;探究最优的微生物固定工艺参数（温度、摇床转速、pH、固定时间）,得到最优固定化效果;考察不同储存温度对固定化细菌T1中细菌数量、降解能力的影响,确定固定化细菌T1的最佳保存方式;从载体的比表面积、孔径、表面Zeta电位等方面探讨固定化机理;利用固定化细菌T1对受污染湖泊进行修复的模拟实验,探究对湖泊水体及底泥的修复效果;探讨不同修复方式对土着微生物群落的影响,评价其用于湖泊原位修复的效果与可行性,为HN-AD细菌Acinetobacter sp.T1在环境污染治理中的应用提供新的途径和技术支持。主要得出以下结论:（1）细菌T1在温度为35°C、pH为8、摇床转速为90 rpm、固定化时间为24 h的条件下固定化效果最佳;此时载体上吸附固定的细菌数量最多,所制备的固定化细菌对氨氮的去除率最高。以硅藻土为载体制备的固定化细菌T1上细菌数量最多,达到1.93×109个·g-1,相较于同质量的菌悬液提升了10.88%;以硅藻土为载体制备的固定化细菌T1对模拟废水中COD和氨氮的去除率最高,对模拟废水中COD的去除率为95.17%,对氨氮的去除率为98.17%。保藏固定化细菌T1的最佳温度为4°C,能较好的保持其生物量和对模拟废水中COD、氨氮的降解效果,硅藻土为载体的固定化细菌T1三个月后生物量仅下降16.50%,COD去除率下降21.19%,氨氮去除率下降12.11%。（2）沸石、活性炭、硅藻土三种载体材料中,硅藻土具有较高的比表面积(83.63m2·g-1),丰富的孔隙结构,较少的表面负电荷（-26.8 mV）,有利于细菌T1的附着;硅藻土主要成分为SiO2和NaAlSiO4,硅藻土具有较好的晶体结构和稳定的性质,更有利于工程运用或重复使用;对载体固定细菌T1前后的红外和XPS分析证明细菌T1被成功固定在载体材料上,且推测细菌T1与硅藻土表面的硅发生化学成键现象,更加稳定,有利于进一步利用。（3）湖泊模拟修复实验中结果表明,曝气辅助固定化细菌T1对湖泊及沉积物的修复效果最佳,对水体COD去除率为75.98%、NH4+-N去除率为99.32%、TN去除率为89.36%,对沉积物TOC去除率为54.56%、TN去除率为44.84%,使沉积物体积减少14.93%。（4）通过基因组测序分析,曝气或投加固定化细菌T1会导致原沉积物中优势菌种硫化细菌（Thiobacillus）比例降低,硝化螺旋菌门（Nitrospirae）和亚硝化单胞菌（Nitrosomonas）比例明显增加,提高了沉积物中微生物菌群的氮代谢能力;曝气或投加固定化细菌T1还会影响底泥中细菌群落结构多样性,使得各处理组底泥微生物多样性均有提高,其中曝气辅助固定化细菌T1对提高沉积物中微生物群落多样性的效果最佳。
吴迟[10]（2019）在《生物炭对土壤中乙氧氟草醚环境行为及生物有效性影响》文中认为二苯醚类除草剂是全球使用量较大的除草剂种类之一,而乙氧氟草醚作为其中具代表性品种,主要被用于防治阔叶类杂草。乙氧氟草醚在土壤中半衰期较长且近些年来的大量使用,导致其在环境中持续积累,即使较低残留仍对环境中敏感作物与生物存在潜在药害作用,最终使得环境生物乃至人体健康存在潜在危害。而在实际农林业生产过程中,乙氧氟草醚多数进入土壤,运用适当方法控制乙氧氟草醚对土壤产生污染显得尤为重要。生物炭作为改良土壤和污染阻控方面新兴材料,被广泛用于土壤中吸附有机物污染物,以达到修复目的。因此,本文全面考虑了不同土壤类型、不同生物炭性质、老化时间等因素,探究生物炭对乙氧氟草醚在土壤环境中吸附、降解、微生物群落结构变化以及生物有效性等方面影响规律,主要结果如下:（1）制备不同生物质原料（稻壳、玉米秸秆、花生壳、栗木、竹子）和热解温度（300℃、500℃和700℃）的生物炭,并对其理化性质以及表面组成结构进行表征。结果表明:不同原料的生物炭间由于原料的性质不同造成pH、元素含量、比表面积以及灰分等存在显着的差别。而相同生物质原料在不同热解温度下制备而成的生物炭,随着温度从300℃升高至700℃其表面灰分含量、比表面积和含碳量逐渐增加,而H和O含量呈降低趋势,且H/C、O/C和（O+N）/C随着温度的升高而降低。经HCl除灰处理后,生物炭表面暴露出更多的孔隙结构;而H2O2处理生物炭与自然老化的理化性质相似,表明H2O2处理可有效的模拟自然老化状态。（2）通过不同种类生物炭对乙氧氟草醚吸附等温结果表明:五种相同温度下制备生物炭中的吸附系数Kf值在481到4125（μg/g）/（mg/L）n范围内,其吸附能力为稻壳生物炭>竹子生物炭>玉米秸秆生物炭>栗木生物炭>花生壳生物炭。而稻壳生物炭伴随热解温度由300℃升高到700℃,其Kf值也从4125变化到7120（μg/g）/（mg/L）n。结合生物炭表征结果可知,乙氧氟草醚的吸附能力与比表面积、元素比（如O/C、H/C以及（O+N）/C）和表面官能团有关,因此生物炭对乙氧氟草醚的吸附作用可能受孔径填充、疏水性分配作用、π-π作用等共同影响。（3）生物炭施用不仅可以增加土壤pH、有机质和总氮含量,且在生物炭添加至3种典型土壤（黑土、红土和潮土）后增强了对乙氧氟草醚的吸附作用。研究结果表明:未添加生物炭三种土壤吸附能力从小到大分别为:红土、潮土、黑土。而在添加生物炭后,吸附能力显着提高,三种典型土壤Kf随着生物炭含量（0.52%）增加提高了1.43.2倍。而随着老化时间的延长Kf值逐渐降低,但即使在老化6个月后,其吸附能力仍是未添加生物炭土壤的1.12.5倍。因此,生物炭对乙氧氟草醚的吸附作用受多种作用因素共同作用,不同类型土壤与生物炭理化性质和结构间的差异以及生物炭老化作用均将导致生物炭中吸附作用的变化。（4）研究五种不同种类生物炭对乙氧氟草醚在土壤中消解影响,结果表明在500℃稻壳生物炭添加后消解过程出现加快的现象。选择不同比例（02%w/w）的稻壳生物炭添加至三种典型土壤中,其半衰期由原来的45d到108d降低至35d到77d,且随着添加量的增加,乙氧氟草醚降解速率呈现加快变化。结合灭菌条件下实验结果,红土在生物炭添加后微生物移除率由29%增加至35%,同时灭菌处理后添加2%生物炭的半衰期也由192d加快至176d,说明化学与生物降解共同参与乙氧氟草醚的消解过程。通过添加水杨酸以及调节生物炭悬浊液、生物炭浸出液以及灰分悬浊液等体系pH,发现化学降解速率与pH以及灰分悬浊液与浸出液中成分有关,证明生物炭添加后通过提高土壤pH、生物炭表面矿物活性物质与可溶性金属离子、以及其产生的羟基自由基促进乙氧氟草醚在生物炭-土壤体系的降解。（5）结合Illumina Miseq高通量测序技术手段初步探究了在乙氧氟草醚残留情况下添加2%稻壳生物炭修复处理对土壤微生物群落组成和结构变化。结果表明:在10倍田间推荐剂量下,细菌群落多样性因乙氧氟草醚而受到显着抑制,而添加生物炭进行改良修复后,土壤微生物群落恢复相对较快,甚至可能刺激微生物丰度与多样性。通过PCoA分析发现:在处理后90天时乙氧氟草醚对细菌群落结构仍产生显着影响,2%水稻壳生物炭修复处理虽然在前60d对群落结构产生影响,但在90d试验结束时,细菌群落结构慢慢恢复而趋于CK对照水平。LEfSe分析发现生物炭修复土壤体系中Rhodococcus、Mycobacterium、Sphingomonas、Pseudomonas菌属的差异或者丰度变化可能在一定程度上说明了500℃稻壳生物炭加快了土壤中微生物对乙氧氟草醚的降解,但目前还没有直接证据证明这一观点,还需更深一步的研究与探讨。（6）通过选用500℃稻壳生物炭添加至三种典型土壤,研究大豆、玉米以及蚯蚓的生物有效性,结果发现:在添加生物炭后,大豆植株和蚯蚓体内乙氧氟草醚浓度明显降低。以黑土为例,随着生物炭添加量（0.52%）的增加,大豆植株内乙氧氟草醚富集量降低了20%63%。同时由于植株组织器官功能的不同,大豆根部含量明显高于茎部。因生物炭的吸附能力会随着老化时间的延长而降低,进而影响乙氧氟草醚在大豆植株以及蚯蚓体内富集量,但在老化6个月后大豆富集量在生物炭添加情况下仍低于未添加生物炭。同时,在大豆植株以及蚯蚓富集试验发现,即使在生物炭老化条件下,Tenax提取乙氧氟草醚浓度以及在整株大豆植物或蚯蚓体内富集量间存在较高相关性（R2=0.80130.9476）,说明Tenax可较为准确的预测土壤中生物有效性。通过考察生物炭添加后乙氧氟草醚对后茬作物玉米的影响发现,在2%稻壳生物炭添加后玉米株高和植株鲜重分别是未添加组的9.73和21.8倍,综上可知500℃稻壳生物炭的增加可有效的降低生物有效性,对乙氧氟草醚的造成药害有较好的缓解作用。
二、乐果在环境水体中消解的影响因素与污染防治（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、乐果在环境水体中消解的影响因素与污染防治（论文提纲范文）
（1）水中拟除虫菊酯类农药自由态浓度测定及溶解性有机质的影响研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 术语与缩略表语 |
| 文献综述 |
| 1 水体拟除虫菊酯类杀虫剂污染现状 |
| 2 水中农药自由态浓度的评价 |
| 2.1 自由态浓度与生物有效性 |
| 2.2 自由态浓度测定方法 |
| 2.2.1 半透膜采样装置(SPMD) |
| 2.2.2 固相微萃取(SPME) |
| 2.2.3 液相微萃取(LPME) |
| 3 水中农药自由态浓度的影响因素 |
| 3.1 有机污染物的理化性质 |
| 3.2 水体基质组分 |
| 3.2.1 有机质种类及含量 |
| 3.2.2 离子强度 |
| 3.2.3 水体粘度 |
| 3.3 水体性质 |
| 3.3.1 温度 |
| 3.3.2 pH |
| 3.3.3 光照 |
| 3.3.4 流速 |
| 4 溶解性有机质对水中农药自由态浓度的影响 |
| 4.1 溶解性有机质 |
| 4.2 DOM对污染物自由态浓度的影响 |
| 4.3 DOM的吸附作用 |
| 4.4 DOM的光化学效应 |
| 1 引言 |
| 1.1 研究目的和研究意义 |
| 1.2 研究内容 |
| 1.3 技术路线图 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 供试药品与试剂 |
| 2.1.2 仪器与设备 |
| 2.1.3 其他材料与装置 |
| 2.1.4 标准溶液的配置 |
| 2.1.4.1 化合物标准溶液的配置 |
| 2.1.4.2 腐植酸溶液的配置 |
| 2.1.4.3 黄腐酸溶液的配置 |
| 2.2 水中拟除虫菊酯类农药自由态浓度测定方法的建立 |
| 2.2.1 试验化合物的选择 |
| 2.2.2 薄膜吸附及解吸附条件的优化 |
| 2.2.3 PVC膜-吸附动力学试验 |
| 2.2.4 SR膜-吸附动力学试验 |
| 2.2.5 实验室模拟试验 |
| 2.2.6 环境水体监测 |
| 2.2.7 数据处理及分析 |
| 2.3 水中DOM对拟除虫菊酯类农药自由态浓度的影响 |
| 2.3.1 腐植酸对拟除虫菊酯类农药自由态浓度的影响 |
| 2.3.2 黄腐酸对拟除虫菊酯类农药自由态浓度的影响 |
| 2.3.3 水中DOM对拟除虫菊酯类农药吸附的影响 |
| 2.3.4 水中DOM对拟除虫菊酯类农药降解的影响 |
| 2.3.5 数据处理及分析 |
| 2.4 仪器检测条件 |
| 2.4.1 气相色谱仪检测条件 |
| 2.4.2 气相色谱串联质谱仪检测条件 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 水中拟除虫菊酯类农药自由态浓度测定方法的建立 |
| 3.1.1 薄膜吸附及解吸附条件的优化 |
| 3.1.2 分析方法确证 |
| 3.1.3 目标农药在SR膜与PVC膜上的吸附动力学及参数 |
| 3.1.3.1 目标农药在SR膜和PVC膜的平衡分配系数 |
| 3.1.3.2 目标农药在SR膜和PVC膜上的吸附速率常数 |
| 3.1.3.3 吸附动力学参数与农药理化性质的相关性 |
| 3.1.4 实验室内水体模拟试验 |
| 3.1.5 环境水体监测 |
| 3.2 水中DOM对拟除虫菊酯类农药自由态浓度的影响 |
| 3.2.1 腐植酸和黄腐酸对拟除虫菊酯类农药自由态浓度的影响 |
| 3.2.2 腐植酸含量对其吸附拟除虫菊酯类农药的影响 |
| 3.2.3 黄腐酸含量对其吸附拟除虫菊酯类农药的影响 |
| 3.2.4 腐植酸和黄腐酸吸附拟除虫菊酯类农药的差异 |
| 3.2.5 水中DOM对拟除虫菊酯类农药降解的影响 |
| 3.2.6 水中拟除虫菊酯类农药生物有效性与DOM浓度的相关性 |
| 4 讨论 |
| 4.1 水中拟除虫菊酯类农药自由态浓度测定方法的建立 |
| 4.1.1 被动采样材料的吸附平衡时间、平衡分配常数及吸附速率 |
| 4.1.2 被动采样参数与农药理化性质的相关性 |
| 4.1.3 室内模拟验证与环境水体应用 |
| 4.2 水中DOM对拟除虫菊酯类农药自由态浓度的影响 |
| 4.2.1 DOM浓度对其吸附拟除虫菊酯类农药的影响 |
| 4.2.2 DOM种类对其吸附拟除虫菊酯类农药的影响 |
| 4.2.3 农药种类不同对DOM吸附拟除虫菊酯类农药的影响 |
| 4.2.4 DOM对拟除虫菊酯类农药降解的影响 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
（2）典型农药在我国三种粮食产地残留特征及膳食风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 农药在环境中的污染状况研究进展 |
| 1.1.1 空气 |
| 1.1.2 水环境 |
| 1.1.3 土壤 |
| 1.1.4 沉积物 |
| 1.1.5 其他 |
| 1.2 农药在食品中的污染状况研究进展 |
| 1.2.1 植物源食品 |
| 1.2.2 动物源食品 |
| 1.3 手性农药在食品及环境中的污染状况研究进展 |
| 1.4 论文立题依据及研究内容 |
| 第二章 样品采集及目标农药残留检测方法的建立 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 采样材料 |
| 2.1.2 采样方法 |
| 2.1.3 试剂和材料 |
| 2.1.4 仪器和设备 |
| 2.1.5 样品前处理 |
| 2.1.6 仪器条件 |
| 2.1.7 方法验证 |
| 2.1.8 数据处理与统计 |
| 2.2 本章小结 |
| 第三章 农药在我国小麦、玉米、水稻主产区的残留特征 |
| 3.1 26 种农药在3 个小麦主产区的残留特征 |
| 3.1.1 农药在土壤中的残留特征 |
| 3.1.2 农药在小麦籽粒中的残留特征 |
| 3.2 24 种农药在3 个玉米主产区的残留特征 |
| 3.2.1 农药在土壤中的残留特征 |
| 3.2.2 农药在玉米籽粒中的残留特征 |
| 3.3 26 种农药在4 个水稻主产区的残留特征 |
| 3.3.1 农药在土壤中的残留特征 |
| 3.3.2 农药在水稻籽粒中的残留特征 |
| 3.4 手性农药戊唑醇和腈菌唑对映体在粮食产地的残留特征 |
| 3.4.1 戊唑醇和腈菌唑对映体分离分析方法的建立 |
| 3.4.2 戊唑醇和腈菌唑对映体在3 种粮食产地中的残留特征 |
| 3.5 莠去津在小麦主产区土壤中的残留特征 |
| 3.5.1 莠去津在土壤中残留分析方法的建立 |
| 3.5.2 莠去津在3 个小麦主产区农田土壤中的残留特征 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 农药代谢物在粮食产区的残留特征 |
| 4.1 5 种代谢物在粮食产区土壤中残留分析方法的建立 |
| 4.2 吡虫啉、啶虫脒、噻虫嗪及5 种代谢物在3 种粮食主产区土壤中的残留特征 |
| 4.3 吡虫啉及其两种代谢物在3 种粮食主产区土壤中的残留特征 |
| 4.4 啶虫脒及其两种代谢物在3 种粮食主产区土壤中的残留特征 |
| 4.5 噻虫嗪及其噻虫胺在3 种粮食主产区土壤中的残留特征 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 3 种粮食中农药残留膳食风险评估 |
| 5.1 评估方法 |
| 5.2 风险评估结果 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 主要结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 农药及其代谢物标准品信息表 |
| 附录 B 目标化合物典型色谱图 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（3）水环境中农药及其降解产物样品分析前处理方法的研究与筛查应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 样品前处理技术研究进展 |
| 1.2.1 水样前处理技术 |
| 1.2.1.1 液液萃取 |
| 1.2.1.2 固相萃取 |
| 1.2.1.3 固相微萃取 |
| 1.2.1.4 液相微萃取 |
| 1.2.2 底泥样品前处理技术 |
| 1.2.2.1 索氏提取 |
| 1.2.2.2 微波辅助萃取 |
| 1.2.2.3 超临界流体萃取 |
| 1.2.2.4 加速溶剂萃取 |
| 1.2.2.5 凝胶渗透色谱 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 论文的研究内容、创新性和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 创新性 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与研究方法 |
| 2.1 材料与试剂 |
| 2.2 仪器 |
| 2.3 标准溶液的配制 |
| 2.4 样品采集与处理 |
| 2.5 仪器分析 |
| 2.5.1 液相色谱参数设置 |
| 2.5.2 质谱参数设置 |
| 第三章 水中农药及其降解产物检测的样品前处理方法 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 混合吸附床固相萃取法优化 |
| 3.2.1 吸附填料的选择 |
| 3.2.2 样品pH的选择 |
| 3.2.3 上样体积的选择 |
| 3.2.4 洗脱溶剂的选择 |
| 3.2.5 离子强度的选择 |
| 3.3 方法验证 |
| 3.4 方法对比 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 底泥中农药及其降解产物检测的样品前处理方法 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 加速溶剂萃取条件优化 |
| 4.2.1 萃取温度、静态萃取时间和循环次数的选择 |
| 4.2.2 萃取溶剂的选择 |
| 4.3 固相萃取净化条件优化 |
| 4.3.1 净化柱、上样体积、淋洗液体积和洗脱液体积的选择 |
| 4.3.2 净化溶剂的选择 |
| 4.4 底泥理化性质对前处理方法的影响 |
| 4.4.1 含水率的影响 |
| 4.4.2 腐殖酸的影响 |
| 4.5 方法验证 |
| 4.6 实际样品测定 |
| 4.7 小结 |
| 第五章 山东地区地表水中农药及其降解产物的分布特征研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 山东地区地表水中农药污染情况 |
| 5.3 地表水中农药的残留分布 |
| 5.4 农药的季节变化特征 |
| 5.5 农药相关性分析 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（4）微塑料在洞庭湖区的污染特征及其对总有机碳贡献的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 微塑料 |
| 1.1.1 微塑料在淡水环境中的污染现状 |
| 1.1.2 微塑料在沉积物中的污染现状 |
| 1.2 研究的目的、意义和内容 |
| 1.2.1 研究的目的和意义 |
| 1.2.2 研究内容与技术路线 |
| 第2章 洞庭湖区各环境介质中微塑料的测定方法 |
| 2.1 研究区域概述 |
| 2.2 采样点的设置 |
| 2.3 实验仪器及试剂 |
| 2.4 样品采集与处理 |
| 2.4.1 底泥样品的采集 |
| 2.4.2 浅层水样的采集 |
| 2.4.3 底泥样品微塑料消解和提取 |
| 2.4.4 浅层水样微塑料消解和提取 |
| 2.5 |
| 2.5.1 显微镜观察确定微塑料的数量 |
| 2.5.2 显微镜观察确定微塑料的颜色 |
| 2.5.3 显微镜观察确定微塑料的形状 |
| 2.5.4 显微镜观察确定微塑料的尺寸 |
| 2.5.5 利用显微傅里叶红外光谱确定微塑料的化学成分 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 洞庭湖浅层水体、底泥中微塑料的污染特征 |
| 3.1 底泥中微塑料的空间污染特征 |
| 3.2 浅层水体中微塑料的空间污染特征 |
| 3.3 微塑料的特性 |
| 3.3.1 微塑料的颜色特点 |
| 3.3.2 微塑料的形状特点 |
| 3.3.3 微塑料的尺寸特点 |
| 3.3.4 微塑料的种类特点 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 微塑料对水体TOC贡献的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.1.1 实验试剂与仪器 |
| 4.1.2 实验原理 |
| 4.1.3 实验及分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.3 本章小结 |
| 结论和展望 |
| 1 结论 |
| 2 不足和展望 |
| 3 治理建议 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读学位期间所发表的学术论文情况 |
| 致谢 |
（5）高压液相色谱-高分辨质谱快速筛查养殖环境及水产品中农药残留的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 农药和水产品概述 |
| 1.2 农药的种类及其毒性 |
| 1.3 水产品中农药残留的来源及危害 |
| 1.4 国内外对水产品中农药残留要求及相关法律法规 |
| 1.5 农药残留检测方法研究综述 |
| 1.5.1 样品前处理技术 |
| 1.5.2 检测技术 |
| 1.5.2.1 液相色谱法和液相色谱-串联质谱法 |
| 1.5.2.2 气相色谱法(GC)和气相色谱-串联质谱法(GC-MS/MS) |
| 1.5.2.3 免疫分析法和毛细管电泳法 |
| 1.5.2.4 光谱分析法 |
| 1.5.2.5 新型检测技术 |
| 1.6 选题目的、意义及研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 数据库的构建和仪器分析方法的建立 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 数据库的构建 |
| 2.2.1 目标物的确定 |
| 2.2.2 仪器与试剂 |
| 2.2.3 标准溶液的配制 |
| 2.2.4 数据库的建立 |
| 2.3 仪器分析方法的建立 |
| 2.3.1 质谱条件的优化 |
| 2.3.2 色谱柱的选择 |
| 2.3.3 流动相的优化 |
| 2.3.4 仪器检出限及线性范围 |
| 2.3.5 最佳仪器分析条件 |
| 2.4 筛查定性标准的设置 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 养殖环境(水体、底泥)中农药及其代谢物残留筛查方法的建立 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 仪器设备与实验材料 |
| 3.2.1 仪器设备 |
| 3.2.2 试剂与材料 |
| 3.2.3 标准溶液的配制 |
| 3.3 仪器分析条件及定性、定量方法 |
| 3.4 实验部分 |
| 3.4.1 水体中农药残留前处理方法研究 |
| 3.4.1.1 样品的采集、制备与处理 |
| 3.4.1.2 富集材料的优化 |
| 3.4.1.3 洗脱溶剂的优化 |
| 3.4.1.4 水样富集体积的优化 |
| 3.4.2 底泥中农药残留前处理方法研究 |
| 3.4.2.1 样品的采集、制备与处理 |
| 3.4.2.2 提取剂及提取方法 |
| 3.4.2.3 净化方法 |
| 3.4.3 方法有效性评估实验 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 水体部分 |
| 3.5.1.1 富集材料的优化 |
| 3.5.1.2 洗脱溶剂的优化 |
| 3.5.1.3 富集体积的优化 |
| 3.5.2 底泥部分 |
| 3.5.2.1 提取剂的优化 |
| 3.5.2.2 净化剂的优化 |
| 3.6 最佳样品前处理方法 |
| 3.7 方法有效性评价 |
| 3.7.1 基质效应 |
| 3.7.2 筛查限 |
| 3.7.3 准确度和精密度 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 水产品中农药及其代谢物残留筛查方法的建立 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 仪器、试剂与材料 |
| 4.2.1 仪器设备 |
| 4.2.2 试剂与材料 |
| 4.2.2.1 标准品 |
| 4.2.2.2 试剂 |
| 4.2.2.3 材料 |
| 4.3 标准溶液的配制 |
| 4.4 仪器分析条件及定性定量方法 |
| 4.5 实验部分 |
| 4.5.1 样品来源及制样方法 |
| 4.5.2 提取方法的研究 |
| 4.5.2.1 提取溶剂与提取方式的优化 |
| 4.5.2.2 缓冲盐的优化 |
| 4.5.2.3 提取剂中酸性介质的优化 |
| 4.5.3 净化方法的研究 |
| 4.5.3.1 鱼虾类水产品 |
| 4.5.3.2 高脂肪高色素水产品 |
| 4.5.4 针式滤膜的选择 |
| 4.5.5 方法有效性评估实验 |
| 4.6 结果与讨论 |
| 4.6.1 提取方法的研究 |
| 4.6.1.1 提取剂与提取方式 |
| 4.6.1.2 缓冲盐 |
| 4.6.1.3 提取剂中酸性介质的添加 |
| 4.6.2 净化方法的研究 |
| 4.6.2.1 鱼虾类水产品 |
| 4.6.2.2 高脂肪高色素水产品 |
| 4.6.3 针式滤膜的优化 |
| 4.7 最佳样品前处理方法 |
| 4.8 方法有效性评价 |
| 4.8.1 基质效应 |
| 4.8.2 筛查限 |
| 4.8.3 准确度和精密度 |
| 4.9 本章小结 |
| 第五章 崇明地区养殖环境和水产品中农药污染状况初步调查 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 仪器与样品 |
| 5.2.1 仪器、试剂与材料 |
| 5.2.2 样品采集与制备 |
| 5.2.2.1 样品采集 |
| 5.2.2.2 样品制备 |
| 5.3 实验部分 |
| 5.3.1 样品前处理方法 |
| 5.3.2 仪器分析条件 |
| 5.3.3 定性与定量方法 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 水体环境中农药筛查结果与特征分析 |
| 5.4.2 底泥环境中农药筛查结果与特征分析 |
| 5.4.3 水产品中农药筛查结果与特征分析 |
| 5.5 崇明地区养殖环境及水产品农药残留状况分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间所获成果 |
（6）城市过境河流中烷基汞污染调查研究 ——以合肥市南淝河为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 不同形态汞的基本理化性质 |
| 1.2.2 环境水体中烷基汞的来源、危害及分布 |
| 1.2.3 烷基汞检测技术发展研究 |
| 1.2.4 国内外烷基汞污染研究进展 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 研究地区与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.1.2 水功能区划 |
| 2.2 监测断面布设及取样方法 |
| 2.2.1 监测断面布设 |
| 2.2.2 取样方法 |
| 2.3 分析测试方法 |
| 2.3.1 水体及沉积物常规指标分析方法 |
| 2.3.2 水体中烷基汞分析方法论证 |
| 2.3.3 沉积物中烷基汞分析方法论证 |
| 2.4 质量控制 |
| 2.5 数据处理 |
| 第三章 南淝河上覆水中烷基汞污染研究 |
| 3.1 南淝河水体基本水质参数变化 |
| 3.2 南淝河上覆水中烷基汞分布与季节变化 |
| 3.2.1 南淝河上覆水中烷基汞的含量水平 |
| 3.2.2 南淝河上覆水中甲基汞的空间分布特征 |
| 3.2.3 南淝河上覆水中甲基汞浓度的时间变化特征 |
| 3.2.4 南淝河上覆水中甲基汞各时期分布特点 |
| 3.3 南淝河上覆水中甲基汞含量与环境因子之间的关系 |
| 3.3.1 水温对上覆水甲基汞分布影响 |
| 3.3.2 pH值对上覆水甲基汞分布影响 |
| 3.3.3 溶解氧对上覆水甲基汞分布影响 |
| 3.3.4 氮磷对上覆水甲基汞分布影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 南淝河沉积物中烷基汞污染研究 |
| 4.1 南淝河沉积物基本性质 |
| 4.2 南淝河表层沉积物及间隙水中烷基汞分布特征 |
| 4.2.1 南淝河表层沉积物中烷基汞的含量特征 |
| 4.2.2 南淝河沉积物间隙水中DMeHg季节分布 |
| 4.2.3 沉积物/水界面甲基汞的扩散通量 |
| 4.3 南淝河表层沉积物中甲基汞含量的影响因素 |
| 4.3.1 pH值对南淝河表层沉积物甲基汞含量的影响 |
| 4.3.2 有机质对南淝河表层沉积物甲基汞含量的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 南淝河烷基汞污染程度及风险评估 |
| 5.1 南淝河上覆水及沉积物中烷基汞污染程度评价 |
| 5.1.1 南淝河上覆水中烷基汞污染程度评价 |
| 5.1.2 南淝河沉积物中烷基汞污染程度评价 |
| 5.2 南淝河水体中甲基汞生态风险评估 |
| 5.3 烷基汞污染控制措施 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间参与项目及发表论文 |
| 致谢 |
（7）石墨基固相萃取剂对有害残留物的选择性吸附作用研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 固相吸附的样品前处理技术 |
| 1.2.1 固相萃取(SPE) |
| 1.2.2 磁性固相萃取(M-SPE) |
| 1.2.3 分散固相萃取(d-SPE) |
| 1.2.4 固相微萃取(SPME) |
| 1.2.5 微固相萃取(μ-SPE) |
| 1.2.6 搅拌棒吸附萃取(SBSE) |
| 1.3 石墨基固相吸附剂在样品前处理中的应用 |
| 1.3.1 无定形碳吸附剂 |
| 1.3.2 多壁碳纳米管吸附剂 |
| 1.3.3 石墨烯吸附剂 |
| 1.3.4 磁性碳纳米管吸附剂 |
| 1.3.5 分子印迹碳纳米管吸附剂 |
| 1.3.6 单壁碳纳米管吸附剂 |
| 1.4 论文设计思想及研究内容 |
| 1.4.1 论文设计思想 |
| 1.4.2 论文研究内容 |
| 第2章 实验化学试剂与仪器设备 |
| 2.1 实验化学试剂 |
| 2.2 实验仪器设备 |
| 2.3 表征方法 |
| 2.3.1 超高效液相色谱质谱(UHPLC-MS/MS)分析 |
| 2.3.2 气相色谱质谱(GC-MS)分析 |
| 2.3.3 气相色谱(GC)分析 |
| 2.3.4 电感耦合等离子体发射光谱(ICP-OES) |
| 2.3.5 扫描电子显微镜(SEM) |
| 2.3.6 拉曼光谱(Raman) |
| 2.3.7 傅里叶红外光谱(FT-IR) |
| 2.3.8 透射电子显微镜(TEM) |
| 2.3.9 振动样品磁强计(VSM) |
| 2.3.10 N_2 吸附-脱附等温线(BET) |
| 2.3.11 X射线衍射仪(XRD) |
| 2.4 标准储备液的配制 |
| 第3章 石墨化碳黑分散固相萃取结合UHPLC-MS/MS测定水产品中丁香酚 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 超高效液相色谱-质谱条件 |
| 3.2.2 水产品样品的制备 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 GCB吸附材料表征 |
| 3.3.2 液相色谱条件优化 |
| 3.3.3 质谱条件优化 |
| 3.3.4 样品提取条件优化 |
| 3.3.5 分散固相萃取条件优化 |
| 3.3.6 基质效应 |
| 3.3.7 吸附机理探讨 |
| 3.4 方法验证 |
| 3.4.1 线性、线性范围、灵敏度 |
| 3.4.2 方法的准确度、精密度 |
| 3.5 与其他方法比较 |
| 3.6 实际样品分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 碳纳米管分散固相萃取结合GC测定蔬菜和水中的拟除虫菊酯、有机氯农药残留 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 单壁碳纳米管吸附有机氯类农药初筛 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 样品的制备 |
| 4.3.2 气相色谱条件 |
| 4.3.3 MWCNTs-COOH的制备 |
| 4.3.4 氨基化多壁碳纳米管的制备 |
| 4.3.5 羟基化多壁碳纳米管的制备 |
| 4.3.6 单壁碳纳米管的制备 |
| 4.3.7 单壁碳纳米管的纯化 |
| 4.4 实验结果与讨论 |
| 4.4.1 衍生化多壁碳纳米管的表征 |
| 4.4.2 单壁碳纳米管的表征 |
| 4.4.3 衍生化MWCNTs在蔬菜中农药分析的应用 |
| 4.4.4 SWCNTs对 OCPs农药吸附性能的研究 |
| 4.5 方法验证 |
| 4.5.1 MWCNTs结合GC测定蔬菜中农药残留方法验证 |
| 4.5.2 SWCNTs结合GC测定水中农药残留方法验证 |
| 4.6 实际样品分析 |
| 4.6.1 蔬菜样品分析 |
| 4.6.2 环境水样品分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 磁性固相萃取结合UHPLC-MS/MS测定环境水中三唑类杀菌剂 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 磁性多壁碳纳米管吸附三唑类杀菌剂初筛 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 磁性多壁碳纳米管的制备 |
| 5.3.2吸附实验 |
| 5.3.3解吸实验 |
| 5.3.4磁性固相萃取实验 |
| 5.3.5 UHPLC-MS/MS条件 |
| 5.3.6 ICP-OES条件 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 磁性多壁碳纳米管的表征 |
| 5.4.2 磁性固相萃取条件优化 |
| 5.4.3 不同种类吸附剂吸附效果比较 |
| 5.4.4 吸附机理探讨 |
| 5.4.5 磁性多壁碳纳米管吸附剂反复脱附和再吸附试验研究 |
| 5.5 方法验证 |
| 5.5.1 线性范围、定量限与检测限 |
| 5.5.2 精密度 |
| 5.5.3 富集因子 |
| 5.5.4 准确度 |
| 5.6 实际环境水样品分析 |
| 5.7 与其他方法比较 |
| 5.8 本章小结 |
| 第6章 石墨烯气凝胶固相萃取结合GC-MS测定环境水中有机磷类农药残留 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 石墨烯气凝胶对有机磷农药吸附初筛 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 氧化石墨烯的制备 |
| 6.3.2 石墨烯气凝胶的制备 |
| 6.3.3 3D-GA固相萃取柱的制备 |
| 6.3.4 固相萃取条件 |
| 6.3.5 气相色谱条件 |
| 6.3.6 质谱条件 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 氧化石墨烯的表征 |
| 6.4.2 石墨烯气凝胶的表征 |
| 6.4.3 洗脱剂种类的选择 |
| 6.4.4 洗脱剂体积的选择 |
| 6.4.5 样品溶液体积的选择 |
| 6.4.6 样品溶液流速的选择 |
| 6.4.7 柱寿命考察 |
| 6.4.8 吸附机理探讨 |
| 6.5 方法验证 |
| 6.5.1 线性范围、定量限与检测限 |
| 6.5.2 准确度与精密度 |
| 6.6 实际水样分析 |
| 6.7 与其他方法的比较 |
| 6.8 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
（8）杭州市内河中典型有机磷农药的残留检测研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 有机磷农药的概述 |
| 1.1.1 有机磷农药的生产及使用情况 |
| 1.1.2 有机磷农药的理化性质及毒性 |
| 1.1.3 水体中有机磷农药的污染控制标准 |
| 1.2 有机磷农药残留的检测研究 |
| 1.2.1 样品预处理技术 |
| 1.2.2 分析方法 |
| 1.3 农药污染的健康风险评价 |
| 1.3.1 健康风险评价的发展 |
| 1.3.2 健康风险评价的内容和方法 |
| 1.3.3 可接受风险水平 |
| 1.3.4 国内外水体残留风险状况 |
| 1.4 课题研究背景与主要内容 |
| 1.4.1 研究背景 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 课题技术路线 |
| 第二章 七种有机磷农药UPLC分析方法的建立 |
| 2.1 仪器和药品 |
| 2.1.1 药品和试剂 |
| 2.1.2 设备与仪器 |
| 2.1.3 标准溶液的配制 |
| 2.2 超高效液相色谱工作条件建立 |
| 2.2.1 DAD检测波长的确定 |
| 2.2.2 流动相比例的选择 |
| 2.2.3 进样量的选择 |
| 2.2.4 标准曲线 |
| 2.3 快速液液微萃取的优化 |
| 2.3.1 萃取剂种类及体积的优化 |
| 2.3.2 萃取次数的优化 |
| 2.3.3 分散方式的确定 |
| 2.3.4 pH的优化 |
| 2.3.5 盐浓度的优化 |
| 2.3.6 方法评价 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 内河中7种有机磷农药污染特征及健康风险评价 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 水样的采集和保存 |
| 3.2.1 采样点位的布置 |
| 3.2.2 水样的采集和保存 |
| 3.3 内河中7种有机磷农药分布规律研究 |
| 3.3.1 不同流域内河中的有机磷农药分布情况 |
| 3.3.2 不同检测期有机磷农药分布情况 |
| 3.4 水体中有机磷农药的来源分析 |
| 3.5 有机磷农药健康风险评价 |
| 3.5.1 经口途径的健康风险评价 |
| 3.5.2 皮肤接触途径的健康风险评价 |
| 3.5.3 有机磷农药总健康风险评价 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 有机磷农药快速筛查方法的建立 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 试验材料和方法 |
| 4.2.1 仪器 |
| 4.2.2 药品和试剂 |
| 4.2.3 进样方法 |
| 4.2.4 计算方法 |
| 4.3 有机磷农药的离子迁移谱图 |
| 4.4 试剂分子浓度对有机磷农药信号的影响 |
| 4.5 改变试剂分子浓度提高离子迁移谱对有机磷农药检测的选择性 |
| 4.6 检测限和重复性 |
| 4.7 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 |
| 作者简介 |
| 1 作者简介 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学位论文 |
| 学位论文数据集 |
（9）固定化Acinetobacter sp.T1细菌去除湖泊中的氨氮（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 湖泊中的氮污染 |
| 1.1.1 湖泊中的氮循环 |
| 1.1.2 湖泊氮素的来源与污染现状 |
| 1.1.3 湖泊中过量氮素的危害 |
| 1.1.4 湖泊氮素的去向 |
| 1.2 湖泊及底泥中氨氮污染的处理技术 |
| 1.2.1 微生物脱氮研究进展 |
| 1.2.2 异养硝化好氧反硝化脱氮细菌研究进展 |
| 1.2.3 微生物对湖泊水体原位修复的限制因素 |
| 1.3 微生物的固定化技术 |
| 1.3.1 固定化微生物的制备方法 |
| 1.3.2 目前常见的固定化载体 |
| 1.3.3 吸附法微生物固定化的机理与影响因素 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 培养基及模拟废水 |
| 2.4 实验菌株 |
| 2.5 实验所用载体材料 |
| 2.6 固定化方法 |
| 2.7 实验检测项目与分析方法 |
| 2.7.1 生物量的检测分析方法 |
| 2.7.2 固定化载体表面Zeta电位的测定 |
| 2.7.3 固定化载体比表面积、孔径、孔体积的测定 |
| 2.7.4 载体材料固定化前后的红外光谱分析 |
| 2.7.5 载体材料固定化前后的X射线光电子能谱分析 |
| 2.7.6 固定化载体的晶型结构分析 |
| 2.7.7 固定化载体材料固定化前后的形貌分析 |
| 2.7.8 湖泊水体及沉积物基本性质的测量方法 |
| 2.7.9 分子生物学鉴定方法 |
| 第3章 微生物的固定化研究 |
| 3.1 实验内容与方法 |
| 3.1.1 最适固定化载体的筛选 |
| 3.1.2 最适固定化条件的探究 |
| 3.1.3 固定化细菌T1 的保存条件研究 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 不同载体对固定化的影响 |
| 3.2.2 温度对固定化的影响 |
| 3.2.3 pH对固定化的影响 |
| 3.2.4 转速对固定化的影响 |
| 3.2.5 时间对固定化的影响 |
| 3.2.6 不同保藏温度下固定化细菌T1 生物量的变化 |
| 3.2.7 不同保藏温度下固定化细菌T1 脱氮性能的变化 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 吸附法微生物固定化的机理探究 |
| 4.1 实验内容与方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 载体材料的比表面积和孔径分析 |
| 4.2.2 载体材料的Zeta电位 |
| 4.2.3 载体与固定化细菌T1 的红外分析 |
| 4.2.4 载体材料的XRD分析 |
| 4.2.5 载体与固定化细菌T1的XPS分析 |
| 4.2.6 载体材料固定化前后的SEM形貌分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 固定化细菌T1对湖泊的模拟修复实验 |
| 5.1 实验内容与方法 |
| 5.1.1 水样及泥样的采集 |
| 5.1.2 湖泊模拟修复实验方法 |
| 5.1.3 实验装置 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 水体的修复效果 |
| 5.2.2 沉积物的修复效果 |
| 5.2.3 沉积物的体积变化 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 不同修复方式对沉积物中土着微生物的影响 |
| 6.1 实验内容与方法 |
| 6.1.1 实验装置 |
| 6.1.2 沉积物微生物群落送样分析 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 Alpha多样性分析 |
| 6.2.2 Beta多样性分析 |
| 6.2.3 物种组成分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录A 攻读学位期间所发表的学术论文目录 |
（10）生物炭对土壤中乙氧氟草醚环境行为及生物有效性影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物炭概述 |
| 1.2.1 生物炭的定义 |
| 1.2.2 生物炭的特性 |
| 1.2.3 生物炭的环境意义与实际应用 |
| 1.3 生物炭对农药在土壤中环境行为影响 |
| 1.3.1 生物炭对农药吸附作用的影响 |
| 1.3.2 生物炭对农药消解过程的影响 |
| 1.3.3 老化生物炭对环境行为的影响 |
| 1.4 生物炭对土壤微生物的影响 |
| 1.4.1 生物炭对土壤酶活性的影响 |
| 1.4.2 生物炭对土壤微生物丰度的影响 |
| 1.4.3 生物炭对土壤微生物群落结构的影响 |
| 1.5 生物炭对生物有效性的影响 |
| 1.5.1 生物有效性的定义 |
| 1.5.2 生物有效性评价方法 |
| 1.5.3 生物炭对环境生物有效性的作用 |
| 1.6 乙氧氟草醚概述 |
| 1.6.1 理化性质 |
| 1.6.2 实际应用 |
| 1.6.3 研究进展 |
| 1.7 本论文的立题依据、研究意义、研究内容及技术路线 |
| 1.7.1 立题依据及研究意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线图 |
| 第二章 生物炭制备与表征 |
| 2.1 材料及方法 |
| 2.1.1 试剂与材料 |
| 2.1.2 仪器与设备 |
| 2.1.3 生物炭的制备 |
| 2.1.4 生物炭表征 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 生物炭元素组成 |
| 2.2.2 生物炭表面结构 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 生物炭对乙氧氟草醚在土壤中吸附作用影响 |
| 3.1 材料及方法 |
| 3.1.1 试剂与仪器 |
| 3.1.2 生物炭与土壤样品的制备 |
| 3.1.3 土壤以及生物炭-土壤性质测定 |
| 3.1.4 乙氧氟草醚分析方法建立 |
| 3.1.5 吸附实验方法 |
| 3.1.6 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 乙氧氟草醚分析方法的建立和优化 |
| 3.2.2 生物炭对土壤理化性质的影响 |
| 3.2.3 生物炭对乙氧氟草醚的吸附作用 |
| 3.2.4 生物炭对乙氧氟草醚在土壤中的吸附作用 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 生物炭对乙氧氟草醚在土壤中消解影响 |
| 4.1 材料及方法 |
| 4.1.1 试剂和仪器 |
| 4.1.2 生物炭与土壤样品的制备 |
| 4.1.3 乙氧氟草醚分析方法建立 |
| 4.1.4 生物炭对乙氧氟草醚在土壤中消解影响 |
| 4.1.5 生物炭对乙氧氟草醚化学降解影响 |
| 4.1.6 数据处理 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 乙氧氟草醚分析方法的建立 |
| 4.2.2 生物炭对乙氧氟草醚在土壤中消解影响 |
| 4.2.3 生物炭对乙氧氟草醚化学降解的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 生物炭对乙氧氟草醚处理后土壤微生物的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试剂与材料 |
| 5.1.2 仪器与设备 |
| 5.1.3 土壤室内培养 |
| 5.1.4 土壤DNA的提取 |
| 5.1.5 细菌16S rRNA扩增子文库构建和二代高通量测序 |
| 5.2 测序数据处理与分析 |
| 5.2.1 序列处理和去噪 |
| 5.2.2 物种注释及分类学分析 |
| 5.2.3 物种聚类分析 |
| 5.2.4 Alpha多样性分析 |
| 5.2.5 PCoA分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 测序饱和度分析 |
| 5.3.2 乙氧氟草醚以及生物炭修复对土壤细菌多样性的影响 |
| 5.3.3 乙氧氟草醚以及生物炭修复对土壤细菌群落组成影响 |
| 5.3.4 乙氧氟草醚施用和生物炭修复后优势菌群的变化 |
| 5.3.5 土壤细菌中主要敏感物种对比 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 生物炭对乙氧氟草醚生物有效性的影响 |
| 6.1 材料及方法 |
| 6.1.1 试剂与材料 |
| 6.1.2 仪器与设备 |
| 6.1.3 生物试材 |
| 6.1.4 乙氧氟草醚检测方法的建立 |
| 6.1.5 生物有效性化学采样方法建立 |
| 6.1.6 乙氧氟草醚对非靶标生物毒性试验方法 |
| 6.1.7 TECAM法评价乙氧氟草醚对斑马鱼的生物有效性研究 |
| 6.1.8 生物炭对乙氧氟草醚处理后大豆生物有效性的影响 |
| 6.1.9 生物炭对乙氧氟草醚处理后蚯蚓的生物有效性研究 |
| 6.1.10 生物炭添加对后茬作物的影响 |
| 6.1.11 数据处理 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 乙氧氟草醚分析方法验证 |
| 6.2.2 乙氧氟草醚对非靶标生物的影响和评价 |
| 6.2.3 TECAM法评价斑马鱼生物有效性 |
| 6.2.4 生物炭对乙氧氟草醚处理后大豆生物有效性影响 |
| 6.2.5 生物炭对乙氧氟草醚处理后蚯蚓生物有效性影响 |
| 6.2.6 Tenax法评价土壤生物的生物有效性 |
| 6.2.7 生物炭添加对后茬作物的影响 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论及展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 论文的创新点 |
| 7.3 未来工作展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位论文期间发表的文章 |
四、乐果在环境水体中消解的影响因素与污染防治（论文参考文献）
- [1]水中拟除虫菊酯类农药自由态浓度测定及溶解性有机质的影响研究[D]. 朱先槟. 安徽农业大学, 2021
- [2]典型农药在我国三种粮食产地残留特征及膳食风险评估[D]. 姜朵朵. 中国农业科学院, 2021(01)
- [3]水环境中农药及其降解产物样品分析前处理方法的研究与筛查应用[D]. 王鑫. 济南大学, 2020(01)
- [4]微塑料在洞庭湖区的污染特征及其对总有机碳贡献的研究[D]. 胡多飞. 湖南大学, 2020(08)
- [5]高压液相色谱-高分辨质谱快速筛查养殖环境及水产品中农药残留的研究[D]. 王守英. 上海海洋大学, 2020(02)
- [6]城市过境河流中烷基汞污染调查研究 ——以合肥市南淝河为例[D]. 王子康. 合肥学院, 2020(03)
- [7]石墨基固相萃取剂对有害残留物的选择性吸附作用研究[D]. 孙鹏. 黑龙江大学, 2019(05)
- [8]杭州市内河中典型有机磷农药的残留检测研究[D]. 王斌. 浙江工业大学, 2019(03)
- [9]固定化Acinetobacter sp.T1细菌去除湖泊中的氨氮[D]. 肖尧. 中南民族大学, 2019(08)
- [10]生物炭对土壤中乙氧氟草醚环境行为及生物有效性影响[D]. 吴迟. 沈阳农业大学, 2019(02)