一、取代苯化合物对发光菌急性毒性的测定及预测（论文文献综述）
张乐柠[1]（2020）在《基于发光细菌表征的工业型城镇污染源及污水系统毒性特征研究》文中研究指明工业的发展使得进入环境中的毒性污染物呈现种类多样、数量频发的趋势,对环境危害亦趋于复杂化和综合化,传统的水质检测手段已经无法快速、有效、全面地应对各种复杂的污染状况。本研究采用发光细菌法,以江苏省某镇污染源中存在的3大类污染物质作为研究对象,对污染物质单一急性毒性和联合毒性进行分析。在此基础对上该镇两大工业区域11家企业废水的理化指标和急性毒性进行评价,采用水质急性毒性在线监测仪,应用统计学方法,对该镇污水管网系统的急性毒性进行初步研究。本研究选择logistics函数拟合江苏省某镇典型3类污染物质发光细菌单一毒性的EC50值,比较污染物质对发光细菌急性毒性的强弱。6种重金属Cu2+、Zn2+、Ni2+、Cr6+、Pb2+、Cd2+的EC50值分别为13.72mg/L、2.56mg/L、16.18mg/L、150.71mg/L、5.15mg/L、14.63mg/L,急性毒性由强到弱的顺序为Zn2+>Pb2+>Cu2+>Cd2+>Ni2+>Cr6+。2种表面活性剂SDS、SDBS的EC50值为33.71mg/L、31.76mg/L,急性毒性由强到弱为SDBS>SDS,2种有机溶剂苯、二甲苯的EC50值为394.23mg/L、595.58mg/L,急性毒性由强到弱为苯>二甲苯。采用毒性单位法、相加指数法和混合毒性指数法对污染源典型污染物质17种联合毒性作用进行评价。毒性单位法、相加指数法和混合毒性指数法在评价结果上存在着一定的差异,可见不同表明混合物毒性评价结果与所选评价方法有关,即所选评价方法不同,混合物毒性评价结果可能也不同。对该镇不同类型企业的工业废水,采用单因子指数法和发光细菌法对理化指标及急性毒性进行评价。结果表明,部分企业废水样品的理化指标有不同程度的超标现象,废水样品的急性毒性强度也存在一定的差异。企业废水对发光细菌的急性毒性是废水中存在的各类污染物质共同作用的结果,并不与某一种或某一类污染物质直接显着相关。
李建凤,廖立敏[2]（2020）在《含苯环化合物对发光菌急性毒性QSAR研究》文中研究说明文章通过将化合物中骨架非氢原子进行分类、参数化转换、构建非氢原子间的关系而得到新的结构描述符,并且将其用于28个含苯环类化合物的结构参数化表征。通过多元线性回归建立含苯环类化合物的分子结构与对发光菌急性毒性(-lg EC50)之间的关系模型,模型的相关系数为0.960,标准偏差为0.191。构建的模型可以用于含苯环类化合物对发光菌急性毒性的预测,为环境中的有毒化合物的定量结构-毒性关系研究提供参考。
张秋亚[3]（2017）在《水中有机污染物的多重生物效应检测技术研究与应用》文中认为生物毒性检测能够直观地反映污染物和环境样品的毒性特征,且逐渐发展成为借助常规水质标准浓度限值评价水质安全的重要补充。近年来,由于人类活动的加剧,越来越多的有机污染物被直接或间接地排入水体中,导致水环境受到严重污染。由于污染物和污废水具有多重生物毒性效应,采用单一生物毒性检测法很难全面反映其毒性效应,从而有必要采用以多种生物作为受试体,利用多重生物毒性效应检测技术全面评价污染物的生物毒性效应。有机紫外吸收剂具有较强的亲脂性,很容易在底泥和生物体内富集,且传统污水处理工艺很难将其去除,因此,有机紫外吸收剂在水环境中不断地被检测到。然而,目前有关有机紫外吸收剂的多重生物毒性效应的研究尚不充分。同时,城市生活污水处理排放是水环境污染的重要来源,污水处理过程中生物毒性的变化以及处理水的水质安全性也受到广泛关注,这也需要研究结合多重生物毒性效应检测技术和水质安全性评价方法。针对上述问题,本论文以有机紫外吸收剂的多重生物效应和污水处理水排放的生物毒性控制为目的,通过体外生物毒性效应检测法包括遗传毒性试验和重组酵母菌雌激素活性试验及体内生物毒性效应检测法包括发光菌急性毒性试验和斑马鱼试验构建多重生物毒性效应检测技术,研究了基于生物毒性效应的水环境安全性评价技术。针对有机紫外吸收剂的生物效应评价,本论文选取二苯甲酮类（二苯甲酮（BP）、2-羟基二苯甲酮（2HB）、2-羟基-4-甲氧基二苯甲酮（BP3）和2-羟基-4-甲氧基-5-磺酸二苯酮（BP4））)、对甲氧基肉桂酸辛酯（EHMC）、对氨基苯甲酸（PABA）、2-氰基-3,3二苯基-2-丙烯酸-2-乙己酯（OC）作为代表性有机紫外吸收剂,开展多重生物毒性效应检测,研究了体外毒性和体内毒性的综合评价方法,揭示了不同有机紫外吸收剂的生物毒性特征。进一步将多重生物毒性效应检测技术用于典型城市生活污水处理工艺的处理水排放环境安全性评价,判明了不同处理工艺过程中生物毒性的削减变化规律。论文的主要工作和成果如下:（1）通过发光菌急性毒性试验、遗传毒性试验、酵母菌雌激素活性试验和斑马鱼试验构建的多重生物毒性效应检测技术分析了7种有机紫外吸收剂的毒性效应,揭示了有机紫外吸收剂的官能团性质对发光菌急性毒性、遗传毒性和酵母菌雌激素活性的影响。结果表明,二苯甲酮类苯环上带负电的官能团导致发光菌急性毒性和遗传毒性增加,而吸电子基团导致毒性降低;苯环上的甲氧基（-OCH3）、磺酸基（-HSO3）等基团在雌激素活性产生过程中由于空间层面或离子层面的干扰,呈现较弱的雌激素活性;PABA和OC未呈现酵母菌雌激素活性,其原因可能是官能团氨基（-NH2）和氰基（-CN）降低了化合物与雌激素受体间的亲和力。针对二苯甲酮类有机紫外吸收剂,研究了辛醇分配系数（logKow）与毒性强弱的关系,发现发光菌急性毒性和遗传毒性效应随logKow值增强,且具有线性相关性,为二苯甲酮类紫外吸收剂生物毒性的预测提供了理论基础。（2）基于急性毒性、遗传毒性和酵母菌雌激素毒性的研究结果,针对体外检测并未体现出显着毒性的BP3和OC两种有机紫外吸收剂,以斑马鱼幼鱼作为测试生物,对有机紫外吸收剂的效应进行研究。通过斑马鱼幼鱼的6 d暴露,以及针对目标基因的定量聚合酶链反应（polymerase chain reaction,PCR）分析,发现两种有机紫外吸收剂均具有多重内分泌干扰效应,其中BP3具有显着的抗雌激素效应、抗雄激素效应和雌激素效应,OC则在斑马鱼幼鱼体内具有显着的雄激素活性和雌激素活性。斑马鱼测试能够弥补其它体外检测的不足,从另一个侧面反映有机紫外吸收剂对水生动物的潜在危害。（3）鉴于OC具有较高的亲脂性,容易在生物体内富集,进一步研究了OC在斑马鱼体内富集之后产生的毒性效应。通过化学分析,在OC的实际暴露浓度为28.61、505.62、1248.70μg·L-1的条件下,发现其在成年斑马鱼体内的富集浓度可分别达到2321.01、31234.7和70593.4 ng·g-1。通过雌鱼生殖腺进行切片和显微镜观察,发现高浓度的OC富集水平导致成年雌性斑马鱼生殖腺指数（GSI）上升,卵巢组织内卵黄原蛋白细胞的比例增加,初级卵母细胞比例减少。定量PCR检测结果进一步表明了OC富集后通过诱导目的基因的表达而表现出显着的雌激素效应、抗雄激素效应和抗雌激素效应,且该效应与斑马鱼的性别和组织器官密切相关。由此可以判断,OC在斑马鱼体内富集到一定浓度后,将对其生长发育产生不良影响。（4）将多重生物毒性效应检测技术用于考察污水处理过程中生物毒性的变化特征,比较了一级沉淀处理、二级生物处理（氧化沟、A2/O等）、MBR深度处理对发光菌急性毒性、遗传毒性和雌激素活性的降低作用。结果表明,各种生物毒性在一级沉淀处理中无明显变化,通过二级生物处理可降低65%85%,通过MBR深度处理则可进一步降低。雌激素活性检测结果表明,即使通过MBR深度处理,污水厂出水仍具有一定的雌激素活性。针对目的基因的PCR检测结果表明,浓缩2.5倍的处理水对斑马鱼具有雌激素活性和抗雌激素活性。由此判明,虽然二级生物处理能显着降低生物毒性,但污水厂处理水仍对受纳水体具有一定的潜在生态危害。（5）基于多重生物毒性效应检测结果,运用毒性分级法进行典型污水处理工艺的水质安全性评价结果表明,城市生活污水属于微毒级别,但经氧化沟、A2/O工艺处理后,处理水属于无毒级别;运用潜在生态毒性效应指数法（potential ecotoxic effects probe,PEEP）进行评价,则城市生活污水属于剧毒级别,经氧化沟、A2/O工艺处理后,处理水质仍具有高毒;运用水质安全分级法进行评价,城市生活污水为C级,经氧化沟、A2/O工艺处理后,处理水质安全级别为B级,同时判明发光菌急性毒性是水质安全级别的主导因素。因此,采用成组生物毒性检测,并通过多种方法综合评价污水厂处理水的水质安全性,对于保障受纳水体的环境生态安全是必要的。
魏东斌,赵慧敏,杜宇国[4]（2017）在《二苯甲酮类紫外防晒剂发光菌急性毒性及QSAR研究》文中认为二苯甲酮类化合物广泛用于防晒剂、塑料添加剂、香味剂等。随着紫外防晒产品的大量使用,其环境及健康风险越来越受到人们的关注。为揭示二苯甲酮类污染物的毒性特征,选择了14种二苯甲酮类化合物作为目标化合物,测试了它们对发光细菌的急性毒性效应。分别运用二维、三维定量构效相关技术和分子对接技术探讨了目标化合物的分子结构特征对毒性效应的影响。结果表明14种二苯甲酮类化合物对发光菌急性毒性的EC50值在17.67到243.82 mg·L-1范围内,其中2-羟基-4-甲氧基-5-磺酸基二苯甲酮的急性毒性最低,2,2’,4,4’-四羟基二苯甲酮的毒性最高。羟基取代的二苯甲酮化合物的急性毒性随着分子中羟基数量的增加而升高;具有相同羟基数量的二苯甲酮类化合物,羟基位于苯环4-位时毒性最高,3-位时次之,2-位时毒性最低。QSAR结果表明,运用静电场、氢键受体场和氢键供体场能很好解释这类化合物的毒性特征,若在苯环4-位引入带正电荷的官能团、在苯环2-,4-位引入氢键受体,都将导致毒性升高。上述研究结果将为科学评价该类化合物的潜在生态风险提供基础数据。
汪皓琦,董玉瑛,汪灵伟,高玮岐,邹学军[5]（2017）在《4种喹诺酮类抗生素对发光菌毒性作用研究》文中提出分析了4种常见的喹诺酮类抗生素（QNs）对发光菌（Photobacterium phosphoreum）的单一毒性和等毒性比例下的联合毒性作用,基于毒性单位法（TU）、相加指数法（AI）和混合毒性指数法（MTI）评价混合体系联合毒性的作用类型。加替沙星、洛美沙星、左氧氟沙星和诺氟沙星4种喹诺酮类医药品对发光菌的半数效应浓度（EC50）分别为:0.084×10-3、0.137×10-3、0.129×10-3和0.151×10-3mol·L-1。不同的评价方法对4种QNs的联合效应评价结果具有较好的一致性,多元混合体系呈现为不同程度的拮抗作用。结合分子结构特征和不同取代基相互作用,初步分析了联合毒性机理,进一步的毒性作用机制还需通过对生物生理生化反应等进行深入研究。本研究多种QNs混合体系呈现拮抗作用为主,揭示了此类医药品在环境中的联合使用可能导致药效降低以及微生物耐药性的产生和传播。
李金杰[6]（2017）在《应用毒性比率方法研究有机污染物对不同敏感性生物的毒性作用机制》文中进行了进一步梳理在水环境毒理学中,化合物毒性作用机制的确定是生态风险评价的基础,在化学品的管理中起着举足轻重的作用。判别有机污染物的毒性作用机制,不但有助于我们建立定量结构与活性相关（QSAR）模型,评价有机污染物的毒性效应,还有助于我们深入研究有机污染物对生物的毒性作用机制,为有机污染物对生物毒性的预测和安全性评价提供科学依据。毒性比率（log TR>1,又称剩余毒性）是目前广泛使用的判别毒性作用机制的方法,其概念已经被较好地应用在有机物对鱼的毒性作用机制研究中。但是应用该比率研究有机物对其它不同敏感性生物的毒性作用机制时则出现较大的偏差。此外,临界毒性比率方法只适用于中性化合物,对于毒性效应与p H紧密相关的可离子化有机污染物,用log TR判别其毒性作用机制时,因为忽略了离子化的影响,直接用可离子化化合物的表观毒性与基线毒性预测值进行比较,会导致剩余毒性被低估,使得毒性作用机制被误判。论文研究了物种敏感性对有机物毒性作用机制判别的影响,分别确定不同敏感性生物的临界毒性比率值,深入讨论了基线、弱惰性和反应性化合物的毒性作用机制。并且,研究了p H对可离子化有机污染物毒性的影响,讨论了p H对化合物生物富集因子（BCF）的作用,建立了表观毒性和p H相关方程,深入探讨了可离子化有机污染物毒性作用机制判别与p H的关系。与此同时,论文测定了13种抗生素对大型溞、绿藻和发光菌的毒性,利用毒性比率方法研究了抗生素的毒性作用模式。论文的研究结果有助于理解抗生素对水生生物的毒性作用机制,为抗生素在环境中的安全评价奠定了良好的理论基础。论文取得的主要研究成果如下:（1）研究了不同类型有机污染物对鱼、大型溞、梨形四膜虫和发光菌的急性毒性,结果表明基线化合物对四种生物的毒性作用机制相同,其中鱼、大型溞和发光菌对基线化合物的毒性敏感性十分相似,因此基于鱼的毒性数据确定的临界毒性比率log TR=1同样可以用来判别大型溞和发光菌的剩余毒性。另一方面,基线化合物对梨形四膜虫的敏感性低于其他三种生物,因此应用鱼的临界毒性比率预测梨形四膜虫的剩余毒性将会对一些化合物的毒性作用机制造成误判。通过研究基线毒性化合物的实测值与预测值的绝对偏差（AAR）与物种敏感性的关系,得到梨形四膜虫的临界毒性比率值log TR=0.8。（2）根据不同类型有机污染物对鱼、绿藻、大型溞和发光菌的毒性数据,通过比较种间毒性的残差值,发现基线化合物对四种生物具有相似的毒性作用机制和物种敏感性。此外,各物种的基线毒性与辛醇/水分配系数间相似的相关性方程,表明这些化合物在四种生物体内具有相同的毒性临界浓度值。在此基础上,确定绿藻的临界毒性比率log TR=1。（3）根据不同敏感性生物的临界毒性比率值（log TR=1和log TR=0.8）,分别对鱼、大型溞、梨形四膜虫和发光菌的基线化合物、弱惰性化合物和反应性化合物的毒性机理进行判别。结果表明,在四种生物中,弱惰性化合物对梨形四膜虫和发光菌具有较大的毒性作用,其原因是亲水性化合物较易通过梨形四膜虫和发光菌的细胞膜,具有较高的生物富集能力,导致较多的弱惰性化合物的毒性比率大于毒性比率临界值。在反应性化合物剩余毒性的判别预测中,发现虽然大部分反应性化合物对四种生物都表现出剩余毒性,但是依然有一些反应性化合物对某一类生物表现出麻醉型作用机制,如β-卤素取代的醇对发光菌、脂肪族硝酸盐对梨形四膜虫都表现出麻醉型作用机制,这些化合物对不同生物表现出不同的毒性作用机制。研究表明,亲水性化合物的毒性大于疏水性化合物的毒性,具有较大的剩余毒性,如伯氨基醇、叔氨基醇、二元胺、多元胺以及硫脲。除了因为这些亲水性化合物的毒性较大,亲水性化合物的log BCF与log KOW非线性相关也是导致亲水性化合物的剩余毒性比率log TR值过高的主要原因。大部分可离子化化合物表现出剩余毒性,如脂肪族二酸对四种生物均表现出剩余毒性,苯甲酸对发光菌表现出剩余毒性。但是,依然有一部分可离子化有机物对生物的毒性比率比较低,这是由于这些可离子化有机物的log KOW被高估所致。此外,我们还发现实验误差、疏水性大小、分子大小以及离子化率等因素会导致毒性比率离群值的产生。（4）通过测定可离子化有机污染物在不同p H条件下对大型溞的毒性,研究p H值变化对剩余毒性的影响,发现可离子化有机污染物的表观毒性远低于基线毒性,毒性比率比较小。通过研究p H对生物富集的影响发现可离子化有机污染物的生物富集被过高的估算,导致可离子化有机污染物的毒性效应低于基线毒性,毒性比率小于零。根据临界浓度理论,在理论上建立了表观毒性和p H的相关方程,发现表观毒性与p H非线性相关,与非离子态的百分比（Fo）线性相关,表观毒性的测定值与理论计算值吻合良好。通过理论方程计算得到的可离子化有机物非离子态的毒性高于基线毒性,这与表观毒性相比具有很大的差别。本研究结果表明有些可离子化有机污染物是基线化合物,而有些是反应性化合物。有些可离子化有机物未表现出剩余毒性,不是因为其毒性效应小,而是因为他们在水中发生了电离。（5）通过实验测定13种抗生素对大型溞、发光菌和绿藻的急性毒性,发现大部分抗生素对绿藻的毒性效应较大,对大型溞和发光菌的毒性效应相对较小。造成抗生素对不同物种的毒性存在差异的主要原因是有机物毒性作用机理、物种敏感性和化合物生物可利用性的不同。对抗生素毒性作用机制的研究表明除了利福平和阿奇霉素外,几乎所有的抗生素对绿藻、大型溞和发光菌均表现出剩余毒性,抗生素对绿藻、大型溞和发光菌的毒性为反应性作用机制。
花文凤,田大勇,安情情,林志芬,张饮江[7]（2015）在《腈醛混合物对明亮发光杆菌联合毒性效应》文中研究表明选取腈化合物和醛化合物为研究对象,以明亮发光杆菌为模式生物,以15 min发光抑制为测定终点,测定了10种腈醛化合物的单一急性毒性和55组二元非等毒性比腈醛混合体系的联合毒性,分别建立了腈、醛化合物单一急性毒性的QSAR模型,并提出了非等毒性比腈醛混合化合物对发光菌联合毒性的QSAR模型。结果表明,不同的腈醛混合化合物对发光菌的联合毒性不同,主要呈现协同作用和相加作用。采用QSAR模型定量描述了腈醛类化合物对明亮发光杆菌的联合毒性作用,为环境介质中腈醛的联合生态风险评价和修复提供了理论依据。
牛芳,谢菲,张健,吴韶平,李小鹏,王志英,曹传旺[8]（2015）在《2种取代苯对花翅摇蚊毒性和细胞色素P450酶活性的影响》文中研究指明[目的]明确取代苯类污染物对水生昆虫毒性及细胞色素P450酶活性的影响。[方法]运用药液培养法和酶活性测定法分析了对氯苯酚和对苯二胺对花翅摇蚊4龄幼虫毒性及细胞色素P450酶活体和离体活性的影响效应。[结果]对氯苯酚和对苯二胺对花翅摇蚊4龄幼虫的24 h半数致死浓度（LC50）分别为38.65和78.43 mg/L。对氯苯酚对花翅摇蚊4龄幼虫体内P450酶活性作用主要表现为随作用时间增加抑制作用减小;而对苯二胺则主要表现为随作用浓度增加诱导作用增强。对氯苯酚和对苯二胺对花翅摇蚊4龄幼虫离体P450酶活性的半数抑制浓度（IC50）分别为466.15和594.43 mg/L。[结论]花翅摇蚊细胞色素P450可作为监测对氯苯酚和对苯二胺水体污染的参考生物化学标志物。
姜丹,周建国,李娜,饶凯锋,李晓,胡毅,马梅[9]（2014）在《有机磷酸酯对青海弧菌Q67毒性的构效关系》文中研究指明以淡水发光菌Q67为受试生物,结合微孔板高通量检测技术,测定了15种常见有机磷酸酯的毒性,同时选用极化率（P）、分子表面积（TSA）、正辛醇/水分配系数（logD）和芳香环个数（N Ar）等有机磷酸酯的7种分子结构描述符,采用偏最小二乘回归分析方法建立了15种有机磷酸酯对Q67发光菌毒性的定量结构活性相关（quantitative structure-activity relationships,QSAR）模型。结果表明,15种有机磷酸酯的EC50在1.13×10-53.27×10-3mol·L-1之间。在7个结构变量中,4个变量发挥主要作用。其中分子极化率（P）在有机磷酸酯类污染物对发光菌的急性毒性中发挥重要作用,推断发光菌中的荧光素酶及其辅酶是其主要作用位点;脂溶性（logD）越大的化合物越较易穿过细胞膜,进而使Q67发光菌的毒性效应增大;芳香环数（N Ar）越多,有机磷酸酯对发光菌的急性毒性越大;对分子结构类似的有机磷酸酯,其Q67发光菌的毒性效应随TSA值的增大而增强。利用所构建的构效关系模型,其稳定性（Q2CUM=0.544）和预测能力（Q2EXT=0.808,RMSE=0.195）较好,可用来预测有机磷酸酯对Q67发光菌的急性效应。
赵慧敏[10]（2013）在《二苯甲酮类紫外防晒剂的毒性效应及QSAR研究》文中进行了进一步梳理二苯甲酮类化合物广泛用于防晒剂、塑料添加剂、香味剂等。随着紫外防西产品的大量使用,其环境及健康风险开始受到人们的关注。本文选择了14种二苯甲酮类化合物作为目标化合物,为了更为全面评价这些物质的毒性效应,分别测试了SOS/umu遗传毒性、发光菌急性毒性和大型蚤急性毒性三种生物毒性效应,通过2D-QSAR（二维-定量构效关系）、3D-QSAR（三维-定量构效关系）和Autodock分子对接理论计算方法来探讨分子结构对各种毒性的不同影响,进而初步推测其致毒机理。在上述的毒性数据基础上,采用评价因子（Assessment factor, AF）法推导17种紫外防晒剂的预测无效应浓度值（PNEC）,为环境决策者进行毒害污染物的生态风险管控提供支持。针对遗传毒性,我们提出了最低阳性效应浓度（LPEC）,表示诱导率（IR）值为2时的计量效应浓度。结果显示遗传毒性的LPEC值在81.97mg/L到>1000mg/L范围内,发光菌急性毒性的EC50值在17.67mg/L到243.82mg/L范围内,大型蚤急性毒性的EC50在0.42mg/L到66.78mg/L范围内；在2D-QSAR研究中,遗传毒性与HDon O （氢键供体）相关,急性毒性与分子的亲水性相关；在3D-QSAR的研究,遗传毒性和发光菌急性毒性与HDonO相关；在发光菌急性毒性的Autodock分子对接研究中,毒性最大的和毒性最小的化合物分别与吉普斯自由能（-dG）的最小值和最大值对应；PNEC的计算发现PNEC最低的是BP8（2,4,4’-三羟基-BP）,PNEC最高的是BP11（2-羟基-4-甲氧基-BP）。通过分析以上结果,可以得出以下结论：（1）通过三种毒性的检测发现大型蚤的急性毒性效应最为显着。（2）羟基数量和位置显着影响毒性效应。在umu遗传毒性和发光菌急性毒性研究中,苯环上羟基数量越多,毒性越强。对于三种毒性而言,4位取代毒性最大,3位取代毒性次之,2位取代毒性最低；具有相同羟基数量的化合物,两个苯环上都有羟基的化合物比只有一个苯环上有羟基的化合物毒性大。（3）成功建立了描述分子结构和毒性效应之间关系的2D-QSAR和3D-QSAR模型,模型中有明确的结构描述符,能够很好的拟合所检测的毒性结果,这对预测具有此类结构物质的毒性有重要的意义。（4）在发光菌急性毒性的Autodock分子对接研究中,所计算参数吉普斯自由能（-dG）与毒性对应,对于揭示分子结构与毒性的相关性有重要意义。（5）通过PNEC的计算,发现BP7（2,4-二羟基-BP）和BP8（2,4,4’-三羟基-BP）的PNEC值较低,而在环境中有检出,具有一定环境风险,应该引起关注。此结果能为此类物质的生态风险评价与科学管理提供依据。
二、取代苯化合物对发光菌急性毒性的测定及预测（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、取代苯化合物对发光菌急性毒性的测定及预测（论文提纲范文）
（1）基于发光细菌表征的工业型城镇污染源及污水系统毒性特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物毒性检测方法 |
| 1.2.1 发光细菌 |
| 1.2.2 藻类 |
| 1.2.3 溞类 |
| 1.2.4 鱼类 |
| 1.3 生物毒性在线监测仪的应用 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 污染源典型污染物质发光细菌单一急性毒性研究 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.2 实验结果讨论 |
| 2.2.1 重金属的单一急性毒性研究 |
| 2.2.2 表面活性剂的单一急性毒性研究 |
| 2.2.3 有机溶剂的单一急性毒性研究 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 污染源典型污染物质发光细菌联合急性毒性研究 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.2 评价方法 |
| 3.3 实验结果讨论 |
| 3.3.1 重金属二元混合体系联合毒性研究 |
| 3.3.2 重金属三元混合体系联合毒性研究 |
| 3.3.3 重金属四元混合体系联合毒性研究 |
| 3.3.4 SDS与重金属二元混合体系联合毒性研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 工业区主要排污企业废水发光细菌急性毒性研究 |
| 4.1 实验材料及方法 |
| 4.1.1 水样采集与保存 |
| 4.1.2 废水理化指标检测方法 |
| 4.1.3 废水急性毒性检测方法 |
| 4.2 废水水质评价方法 |
| 4.2.1 单因子指数评价 |
| 4.2.2 急性毒性评价 |
| 4.3 废水水质与急性毒性分析 |
| 4.3.1 废水理化指标的单因子指数分析 |
| 4.3.2 废水急性毒性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 水质急性毒性在线监测仪在污水管网系统中的应用研究 |
| 5.1 江苏省某镇污水管网基本情况 |
| 5.2 在线监测点位的选择 |
| 5.2.1 监测点位的选择原则 |
| 5.2.2 监测点位的确定 |
| 5.3 实验仪器与方法 |
| 5.3.1 实验仪器 |
| 5.3.2 实验方法 |
| 5.4 监测数据分析 |
| 5.4.1 仪器阴性质控 |
| 5.4.2 仪器阳性质控 |
| 5.4.3 污水管网系统急性毒性评价 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 附录2 攻读硕士学位期间参加的科研项目 |
（2）含苯环化合物对发光菌急性毒性QSAR研究（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 分子结构参数化表征 |
| 1.2.2 建模与评价 |
| 2 结果与讨论 |
| 3 结论 |
（3）水中有机污染物的多重生物效应检测技术研究与应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 紫外吸收剂的物化及生物特性 |
| 1.1.1 紫外吸收剂的作用原理 |
| 1.1.2 有机紫外吸收剂的分类与物化特性 |
| 1.1.3 有机紫外吸收剂的生物效应 |
| 1.2 生物毒性检测 |
| 1.2.1 体内生物毒性检测 |
| 1.2.2 体外生物毒性检测 |
| 1.2.3 生物毒性检测在水环境领域的应用 |
| 1.3 基于鱼类的内分泌干扰效应检测 |
| 1.3.1 基于斑马鱼的内分泌干扰效应的作用机制 |
| 1.3.2 内分泌干扰效应的毒性终点 |
| 1.3.3 内分泌干扰效应检测在水环境领域的应用 |
| 1.4 基于生物效应的水质安全性评价 |
| 1.4.1 潜在毒性法 |
| 1.4.2 毒性单位分级法 |
| 1.4.3 潜在生态毒性效应指数法(PEEP法) |
| 1.4.4 基于成组生物毒性检测的水质安全评价 |
| 1.4.5 生物安全性评价在污水处理中的应用 |
| 1.5 学位论文的概要 |
| 1.5.1 主要研究内容 |
| 1.5.2 研究技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 主要试剂 |
| 2.2 样品配制与采集 |
| 2.2.1 有机紫外吸收剂的选择 |
| 2.2.2 有机紫外吸收剂样品配制 |
| 2.2.3 实际样品的采集 |
| 2.3 样品的预处理 |
| 2.3.1 水样的预处理 |
| 2.3.2 泥样的预处理 |
| 2.4 常规水质检测 |
| 2.5 生物毒性检测 |
| 2.5.1 发光细菌毒性检测 |
| 2.5.2 遗传毒性检测 |
| 2.5.3 重组酵母菌雌激素活性检测 |
| 2.5.4 斑马鱼暴露试验 |
| 2.5.5 数据处理 |
| 2.6 高相液相色谱分析 |
| 2.6.1 样品的预处理 |
| 2.6.2 分析方法 |
| 2.6.3 质量控制 |
| 3 有机紫外吸收剂的多重生物效应 |
| 3.1 有机紫外吸收剂的荧光抑制效应 |
| 3.1.1 发光细菌急性毒性的剂量-效应曲线 |
| 3.1.2 荧光抑制效应的影响因素分析 |
| 3.2 有机紫外吸收剂的遗传毒性 |
| 3.2.1 遗传毒性的剂量-效应曲线 |
| 3.2.2 遗传毒性的影响因素分析 |
| 3.3 有机紫外吸收剂的雌激素活性 |
| 3.3.1 雌激素活性剂量-效应曲线 |
| 3.3.2 物质官能团对雌激素活性的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 代表性有机紫外吸收剂的内分泌干扰效应作用模式和途径 |
| 4.1 内分泌干扰效应评价方法的特点 |
| 4.1.1 基于重组基因酵母菌测试的内分泌干扰效应 |
| 4.1.2 基于斑马鱼的内分泌干扰效应 |
| 4.2 代表性有机紫外吸收剂二苯甲酮(BP3)的内分泌干扰效应 |
| 4.2.1 重组酵母菌测试的多重内分泌干扰效应 |
| 4.2.2 基于斑马鱼幼鱼的多重内分泌干扰效应 |
| 4.2.3 BP3的多重内分泌干扰效应综合评价 |
| 4.3 代表性有机紫外吸收剂奥克立林(OC)的多重内分泌干扰效应 |
| 4.3.1 重组酵母菌的多重内分泌干扰效应 |
| 4.3.2 基于斑马鱼的多重内分泌干扰效应 |
| 4.3.3 OC的多重内分泌干扰效应综合评价 |
| 4.4 BP3和OC的多重内分泌干扰效应的比较 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 污水处理过程中多重生物毒性的变化规律 |
| 5.1 典型污水处理过程中的水质变化 |
| 5.2 多重生物毒性效应分析 |
| 5.2.1 发光菌急性毒性效应 |
| 5.2.2 遗传毒性效应 |
| 5.2.3 重组酵母菌雌激素活性 |
| 5.2.4 基于斑马鱼的多重内分泌干扰效应 |
| 5.3 生物毒性指标与水质指标的关联性 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 基于多重生物效应检测的处理水安全性评价 |
| 6.1 毒性单位分级法的评价 |
| 6.2 PEEP指数法的评价 |
| 6.3 水质安全分级法评价 |
| 6.4 处理水安全性综合评价 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 7.3 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录：博士阶段发表论文 |
（4）二苯甲酮类紫外防晒剂发光菌急性毒性及QSAR研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 (Materials and methods) |
| 1.1 试剂与仪器 |
| 1.2 发光细菌急性毒性测试 |
| 1.3 QSAR方法 |
| 1.4 分子对接Autodock方法 |
| 2 结果与讨论 (Results and discussion) |
| 2.1 取代基对毒性的影响 |
| 2.2 2D-QSAR研究 |
| 2.3 3D-QSAR研究 |
| 2.4 分子对接研究 |
（5）4种喹诺酮类抗生素对发光菌毒性作用研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 (Materials and methods) |
| 1.1 仪器与材料 |
| 1.2 试剂材料 |
| 1.2.1 主要试剂 |
| 1.2.2 菌种的培养 |
| 1.3 急性毒性EC50的测定 |
| 1.3.1 预实验 |
| 1.3.2 单一毒性EC50的测定 |
| 1.3.3 联合毒性EC50的测定 |
| 1.4 数据处理 |
| 1.5 联合毒性评价方法 |
| 2 结果与讨论 (Results and discussion) |
| 2.1 单一毒性作用测试分析 |
| 2.2 二元混合体系的联合毒性评价 |
| 2.3 多元混合体系的联合毒性评价 |
| 2.4 毒性作用机制初步探讨及其类型评价 |
（6）应用毒性比率方法研究有机污染物对不同敏感性生物的毒性作用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 定量结构-活性关系（QSAR）简述 |
| 1.1.1 QSAR方法 |
| 1.1.2 QSAR研究的主要步骤 |
| 1.1.3 QSAR模型的应用 |
| 1.2 水生生物急性毒性QSAR模型的研究 |
| 1.2.1 基于结构构建的模型 |
| 1.2.2 基于数理统计构建的模型 |
| 1.2.3 基于不同的毒性作用机制构建的模型 |
| 1.3 有机污染物对水生生物毒性作用机理 |
| 1.3.1 非极性麻醉型化合物 |
| 1.3.2 极性麻醉型化合物 |
| 1.3.3 反应型化合物 |
| 1.3.4 特殊反应型化合物 |
| 1.4 区分有机物毒性作用机制的方法 |
| 1.4.1 结构警示法 |
| 1.4.2 毒性比率法 |
| 1.5 影响有机物毒性作用机理分类的因素 |
| 1.5.1 物种敏感性 |
| 1.5.2 生物富集作用 |
| 1.5.3 离子化 |
| 1.6 抗生素的毒性及构效关系的研究进展 |
| 1.7 论文的研究问题、目的、内容及技术路线 |
| 1.7.1 研究问题 |
| 1.7.2 研究目的 |
| 1.7.3 研究内容 |
| 1.7.4 技术路线 |
| 第2章 不同敏感性物种临界毒性比率的确定及应用 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 生物数据 |
| 2.2.2 剩余毒性 |
| 2.2.3 化合物的毒性作用机制 |
| 2.2.4 分子描述符和统计分析 |
| 2.3 结果和讨论 |
| 2.3.1 四种生物毒性的种间相关性 |
| 2.3.2 比较四种生物的敏感性 |
| 2.3.3 基于同一毒性阈值判别化合物的毒性作用机制 |
| 2.3.4 确定不同敏感性物种的临界毒性比率 |
| 2.3.5 用不同的临界值区分化合物对不同物种的毒性作用机制 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 可离子化有机污染物毒性作用机制的判别与pH的关系 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 实验所需药品和器材仪器 |
| 3.2.2 大型溞的培养及敏感性测定 |
| 3.2.3 毒性试验 |
| 3.2.4 剩余毒性 |
| 3.2.5 基线模型 |
| 3.2.6 分子描述符和统计分析 |
| 3.3 结果和讨论 |
| 3.3.1 化合物对大型溞剩余毒性的判别 |
| 3.3.2 pH对化合物剩余毒性的影响 |
| 3.3.3 pH对表观毒性的影响 |
| 3.3.4 可离子化化合物的毒性作用机制 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 基于临界值判别13种抗生素对大型溞、绿藻和发光菌的毒性作用机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 鱼、大型溞、发光菌和绿藻的急性毒性数据 |
| 4.3 分子描述符和统计分析 |
| 4.4 实验部分 |
| 4.4.1 受试化合物 |
| 4.4.2 实验仪器 |
| 4.4.3 实验器材 |
| 4.4.4 近头状伪蹄形藻毒性实验 |
| 4.4.5 发光菌毒性实验 |
| 4.4.6 大型溞毒性实验 |
| 4.5 结果和讨论 |
| 4.5.1 生物毒性敏感性和种间相关性 |
| 4.5.2 基线化合物的QSAR模型 |
| 4.5.3 抗生素毒性作用机制的判别 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 结论与创新点 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 后记 |
| 在学期间公开发表论文及着作情况 |
（7）腈醛混合物对明亮发光杆菌联合毒性效应（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂与仪器 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 培养基的配制 |
| 1.2.1. 1 液体培养基配制 |
| 1.2.1. 2 固体培养基配制 |
| 1.2.2 菌液配制 |
| 1.2.3 急性毒性测定方法 |
| 1.2.3. 1 单一毒性测定方法 |
| 1.2.3. 2 二元非等毒性比混合体系联合毒性测定方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 腈醛类化合物的单一急性毒性 |
| 2.2 二元非等毒性比组成的腈醛类化合物急性联合毒性 |
| 3 结论 |
（8）2种取代苯对花翅摇蚊毒性和细胞色素P450酶活性的影响（论文提纲范文）
| 1材料与方法 |
| 1. 1 材料 |
| 1. 2 方法 |
| 1. 3数据处理 |
| 2结果与分析 |
| 3讨论 |
（9）有机磷酸酯对青海弧菌Q67毒性的构效关系（论文提纲范文）
| 1 材料和方法 ( Materials and methods) |
| 1. 1 主要仪器和试剂 |
| 1. 2 实验菌种 |
| 1. 3 分子结构描述符 |
| 1. 4 有机磷酸酯类对Q67 发光菌的毒性测试 |
| 2 结果 ( Results) |
| 2. 1 15 种常见有机磷酸酯对Q67 发光菌的毒性 |
| 2. 215 种磷酸酯类化合物对Q67 发光菌毒性的QSAR研究 |
| 3 讨论 ( Discussion) |
| 3. 1 污染物对Q67 发光菌的致毒机制 |
| 3. 2 有机磷酸酯类化合物的构效关系分析 |
（10）二苯甲酮类紫外防晒剂的毒性效应及QSAR研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源及研究背景 |
| 1.2 紫外防晒剂的研究现状 |
| 1.2.1 紫外防晒剂 |
| 1.2.2 紫外防晒剂的分类 |
| 1.3 环境中紫外防晒剂的毒性研究现状 |
| 1.4 研究目的、内容与创新点 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究创新点 |
| 第二章 实验材料及方法 |
| 2.1 实验药品与仪器 |
| 2.2 生物毒性测试方法 |
| 2.2.1 umu遗传毒性实验 |
| 2.2.2 发光菌急性毒性实验 |
| 2.2.3 大型蚤急性毒性实验 |
| 2.3 2D-QSAR(二维定量构效关系)研究方法 |
| 2.4 3D-QSAR(三维定量构效关系)研究方法 |
| 2.5 Autodock研究方法 |
| 2.6 PNEC的计算方法 |
| 第三章 二本甲酮类紫外防晒剂的SOS/umu遗传毒性效应及QSAR研究 |
| 3.1 二本甲酮类紫外防晒剂的SOS/umu遗传毒性效应 |
| 3.1.1 SOS/umu遗传毒性效应 |
| 3.1.2 羟基数量对SOS/umu遗传毒性效应的影响 |
| 3.1.3 羟基位置对SOS/umu遗传毒性效应的影响 |
| 3.1.4 烷氧基对SOS/umu遗传毒性效应的影响 |
| 3.2 SOS/umu遗传毒性的2D-QSAR研究 |
| 3.3 SOS/umu遗传毒性的的3D-QSAR研究 |
| 3.3.1 CoMSIA模型分析 |
| 3.3.2 色块图分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 二苯甲酮类紫外防晒剂的发光菌急性毒性效应及QSAR研究 |
| 4.1 二苯甲酮类紫外防晒剂发光菌急性毒性效应 |
| 4.1.1 发光菌急性毒性效应 |
| 4.1.2 羟基数量对发光菌急性毒性影响 |
| 4.1.3 羟基位置对发光菌急性毒性的影响 |
| 4.1.4 烷氧基对发光菌急性毒性的影响 |
| 4.2 发光菌急性毒性的2D-QSAR研究 |
| 4.3 发光菌急性毒性的的3D-QSAR研究 |
| 4.3.1 CoMSIA模型分析 |
| 4.3.2 色块图分析 |
| 4.4 发光菌急性毒性的Autodock研究 |
| 4.4.1 荧光素蛋白酶结构模拟及可视化 |
| 4.4.2 二苯甲酮类化合物与荧光酶蛋白的分子对接 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 二苯甲酮类紫外防晒剂的大型蚤急性毒性效应及QSAR研究 |
| 5.1 二苯甲酮类紫外防晒剂的大型蚤急性毒性效应 |
| 5.1.1 大型蚤急性毒性 |
| 5.1.2 羟基对大型蚤急性毒性的影响 |
| 5.1.3 甲氧基和磺酸基对大型蚤急性毒性的影响 |
| 5.2 大型蚤急性毒性的2D-QSAR研究 |
| 5.3 二苯甲酮类紫外防晒剂三种毒性的比较 |
| 第六章 紫外防晒剂PNEC的计算 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
四、取代苯化合物对发光菌急性毒性的测定及预测（论文参考文献）
- [1]基于发光细菌表征的工业型城镇污染源及污水系统毒性特征研究[D]. 张乐柠. 武汉科技大学, 2020(01)
- [2]含苯环化合物对发光菌急性毒性QSAR研究[J]. 李建凤,廖立敏. 环境科学与技术, 2020(01)
- [3]水中有机污染物的多重生物效应检测技术研究与应用[D]. 张秋亚. 西安建筑科技大学, 2017(01)
- [4]二苯甲酮类紫外防晒剂发光菌急性毒性及QSAR研究[J]. 魏东斌,赵慧敏,杜宇国. 生态毒理学报, 2017(03)
- [5]4种喹诺酮类抗生素对发光菌毒性作用研究[J]. 汪皓琦,董玉瑛,汪灵伟,高玮岐,邹学军. 生态毒理学报, 2017(03)
- [6]应用毒性比率方法研究有机污染物对不同敏感性生物的毒性作用机制[D]. 李金杰. 东北师范大学, 2017(01)
- [7]腈醛混合物对明亮发光杆菌联合毒性效应[J]. 花文凤,田大勇,安情情,林志芬,张饮江. 农业环境科学学报, 2015(06)
- [8]2种取代苯对花翅摇蚊毒性和细胞色素P450酶活性的影响[J]. 牛芳,谢菲,张健,吴韶平,李小鹏,王志英,曹传旺. 安徽农业科学, 2015(12)
- [9]有机磷酸酯对青海弧菌Q67毒性的构效关系[J]. 姜丹,周建国,李娜,饶凯锋,李晓,胡毅,马梅. 生态毒理学报, 2014(01)
- [10]二苯甲酮类紫外防晒剂的毒性效应及QSAR研究[D]. 赵慧敏. 五邑大学, 2013(05)