一、国内对拟除虫菊酯类农药的毒性毒理研究概况（论文文献综述）
郭茂[1]（2021）在《氰戊菊酯诱导雄性SD大鼠生殖损伤的机制研究》文中研究指明目的:探讨Fen干扰雄性SD大鼠生殖内分泌功能及诱导生精细胞凋亡损伤雄性大鼠生殖能力的机制。方法:预实验确定大鼠的Fen染毒剂量。正式实验中24只成年雄性SD大鼠随机分为对照组（Fen 0mg/（kg.d））、低剂量Fen染毒组（20 mg/（kg.d））、高剂量Fen染毒组（40mg/（kg.d））,每组8只,染毒组用不同浓度的Fen溶液等体积灌胃,对照组给予同染毒组等体积的玉米油,每日灌胃染毒1次,连续染毒30天。光学显微镜检测精子数量、精子活力和畸形率;HE染色法观察附睾及睾丸病理结构;TUNEL检测雄鼠睾丸中生精细胞的凋亡情况;免疫荧光检测雄鼠睾丸间质细胞数量;ELISA测定雄鼠血清Gn RH、LH、FSH、T、E2和睾丸中T、E2、INH-B、ROS、MDA的水平;RT-q PCR和Western Bolt检测FSHR、LHR、AR、ERβ、ABP、St AR、3β-HSD、CYP11A1、CYP19A1、Bax、Bcl-2、Cyt c、Caspase 3和Caspase 9的m RNA和蛋白表达水平。结果:（1）Fen对雄性SD大鼠精子、睾丸和附睾损伤的检测结果显示,与对照组相比,40 mg/（kg.d）Fen染毒组精子数量减少、精子活力降低以及精子畸形率增加（P<0.05或P<0.01）;Fen染毒组大鼠睾丸生精小管生精细胞数量减少,生精细胞不同程度地缺失,附睾管上皮增厚、上皮细胞数量增多,管腔内精子数量减少。（2）Fen干扰雄性SD大鼠生殖内分泌功能的相关检测结果显示,与对照组相比,40 mg/（kg.d）Fen染毒组大鼠血清中Gn RH、E2以及睾丸中E2、INH-B的含量显着增加（P<0.05或P<0.01）,血清和睾丸中T含量显着减少（P<0.01,P<0.05）;睾丸AR、ERβ、ABP和CYP19A1的表达水平显着升高（P<0.01）,St AR、3β-HSD和CYP11A1的表达水平显着降低（P<0.01）;睾丸间质细胞数量显着减少（P<0.01）。（3）Fen诱导生精细胞凋亡的检测结果显示,与对照组相比,40 mg/（kg.d）Fen染毒组雄鼠睾丸生精细胞凋亡数量显着增多（P<0.01）;睾丸ROS和MDA的含量显着增加（P<0.01）;睾丸Bcl-2的表达水平显着降低（P<0.01）,Bax、Cyt c、Caspase3和Caspase 9的表达水平显着升高（P<0.01）。结论:（1）Fen可通过损伤雄鼠睾丸间质细胞、抑制T合成相关蛋白和酶的表达,以及上调芳香化酶的表达,导致雄鼠体内T和E2水平改变,而干扰雄性大鼠生殖内分泌功能,间接导致雄性生殖功能损害;（2）氰戊菊酯可能通过引起雄性大鼠睾丸ROS激增,而激活线粒体凋亡途径,导致睾丸生精细胞凋亡,而直接导致雄性生殖功能损害。
宋静苡[2]（2021）在《典型拟除虫菊酯杀虫剂不同窗口期低剂量复合暴露对雌性小鼠卵巢功能的影响》文中研究指明拟除虫菊酯是一类高效、广谱的杀虫剂,在农业除虫以及公共卫生领域广泛应用,目前商业化的拟除虫菊酯杀虫剂有近80种。环境介质中残留的拟除虫菊酯可以通过饮食摄入等多种途径进入人体,引起潜在的健康风险。我们前期的流行病学研究发现,女性尿液中的拟除虫菊酯代谢产物浓度与卵巢功能减退风险显着正相关,表明拟除虫菊酯可能是影响卵巢功能减退发生的潜在环境危险因素。然而目前关于拟除虫菊酯诱导卵巢功能减退的毒理学机制尚不明确,已有的少量动物实验大多为单一拟除虫菊酯的高剂量暴露,难以反映实际环境中多种拟除虫菊酯杀虫剂低剂量复合暴露对卵巢功能的影响。本研究选取目前国内使用量大、检出频率较高的8种拟除虫菊酯杀虫剂,采用世界卫生组织（WHO）推荐的人体每日允许摄入量（acceptable daily intake,ADI）对胚胎期、哺乳期、青春期雌鼠进行复合暴露,评估拟除虫菊酯低剂量复合暴露对卵巢功能的影响,并进一步探讨敏感窗口期拟除虫菊酯复合暴露通过调控卵巢miRNA表达谱变化干扰卵泡发育的分子机制,为全面评价此类农药的健康风险提供参考依据。本研究主要研究结果如下:（1）胚胎期拟除虫菊酯复合暴露影响雌鼠卵泡发育过程,暴露组出生后第三天（postnatal day 3,PND 3）雌鼠卵巢中初级卵泡数量显着减少50.9%,PND 5雌鼠卵巢中原始卵泡和总卵泡数量显着增多78.7%和64.7%,加速早期卵泡的发育;而16周龄雌鼠卵巢中总卵泡数量减少,闭锁卵泡显着增多40.2%,呈卵泡储备下降趋势。胚胎期拟除虫菊酯复合暴露后雌鼠血清中雌二醇水平显着下降33.2%,卵泡刺激素水平显着上升20.3%,与临床上女性卵巢功能减退症状相似。胚胎期拟除虫菊酯复合暴露也促进雌鼠成年后卵巢颗粒细胞凋亡。哺乳期拟除虫菊酯复合暴露后PND 22雌鼠卵巢总卵泡数量显着上升,卵泡刺激素显着上升。青春期拟除虫菊酯复合暴露对卵泡数量无显着影响,抗苗勒管激素（antiMüllerian hormone,AMH）水平上升,。（2）高通量测序结果表明胚胎期拟除虫菊酯复合暴露后新生雌鼠（PND 1）卵巢中23个microRNA（miRNA）基因差异表达。根据相对表达量大于100筛选出12个差异表达的miRNA,预测得到491个靶基因,主要参与神经营养蛋白、c AMP以及坏死性凋亡等信号通路以及RNA聚合酶Ⅱ对转录的正向调节等生物学过程。对12个miRNA中与卵巢功能相关的6个miRNA进行q PCR验证,其中mi R-152-3p、mi R-450b-3p和mi R-196a-5p显着上调,它们可能是PI3KAkt信号通路中关键基因的上游调控因子,参与调控卵泡发育过程。本研究表明,被认为是“安全”剂量（例如ADI）的多种拟除虫菊酯在敏感窗口期（例如胚胎期）复合暴露会对雌鼠卵巢产生不可逆的不良影响,可能通过改变早期卵巢miRNA表达谱,引起PI3K-Akt等多个参与卵泡发育的重要通路与生物学过程中靶基因表达变化,导致成年后卵巢功能减退等不良结局。
朱先槟[3]（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》文中进行了进一步梳理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。
李也[4]（2021）在《手性农药戊菌唑的生物活性、生态毒性和苹果中降解行为》文中认为戊菌唑（Penconazole）属三唑类手性杀菌剂,应用广泛,以外消旋体形式生产、销售、使用。此前,尚未从对映体水平对其系统性研究,本试验从戊菌唑对映体绝对构型、分离分析检测方法、生物活性与毒性、在苹果中的选择性降解行为等方面展开研究,主要结论如下:（1）通过圆二色谱法（ECD）确定戊菌唑对映异构体绝对构型,分别为S-（–）-戊菌唑和R-（+）-戊菌唑。利用超高效液相色谱串联质谱法（UPLC-MS/MS）结合手性色谱柱Lux Cellulose-2,通过优化检测条件如流动相比例、流速、柱温等,建立了手性戊菌唑两对映异构体高效快速分离分析方法。（2）研究戊菌唑对映异构体对五种靶标植物病原菌的生物活性（灰霉病菌、苹果斑点落叶病菌、苹果轮纹病菌、炭疽病菌、尖孢镰刀病菌）,结果表明戊菌唑对映异构体对五种病原菌均存在显着的立体选择性生物活性差异,且S-（–）-戊菌唑高于R-（+）-戊菌唑。五种供试病原菌的生物活性均为S-（–）-戊菌唑>rac-戊菌>R-（+）-戊菌唑,S-（–）-戊菌唑对五种病原菌的生物活性是R-（+）-戊菌唑的1.8–4.4倍。（3）本研究基于戊菌唑对映体生物活性存在显着差异现象,借助分子对接技术阐明蛋白CYP51与S-（–）-戊菌唑和R-（+）-戊菌唑的结合模式,结果表明S-（–）-戊菌唑与靶标真菌蛋白CYP51的结合自由能低于R-（+）-戊菌唑,亲和力高于R-（+）-戊菌唑,因此S-（–）-戊菌唑与靶标蛋白结合更紧密,表现更高的杀菌活性。（4）开展水生生物大型溞急性毒性研究。戊菌唑两对映异构体间存在显着立体选择性毒性行为,对大型溞的急性毒性为S-（–）-戊菌唑>rac-戊菌唑>R-（+）-戊菌唑,S-（–）-戊菌唑对大型溞的24 h和48 h急性毒性分别是R-（+）-戊菌唑的32.5倍和6.5倍。S-（–）-戊菌唑为高毒性对映体,且S体48 h EC50≤1.0,故对大型溞为高等毒性农药。（5）研究戊菌唑在苹果中的立体选择性降解行为。在主产区选择三个试验地点（山东省烟台市、山西省运城市、辽宁省葫芦岛市）,并施以套袋和免套袋处理。结果表明,R-（+）-戊菌唑较S-（–）-戊菌唑优先降解。R-（+）-戊菌唑在免套袋苹果中的降解半衰期（T1/2）为23.5–60.9 d,在套袋苹果中的T1/2为23.0–57.5 d;免套袋处理中,优先降解的R-（+）-戊菌唑在三个试验地间差异性不显着,而相对富集的S-（–）-戊菌唑在三个实验地间呈显着差异。套袋处理下S-（–）-戊菌唑的T1/2比免套袋处理下显着延长,降解速率减慢。
孙小龙[5]（2021）在《榆林地区小杂粮中有机磷和拟除虫菊酯农药残留检测方法研究》文中研究表明本文以榆林地区小杂粮中有机磷和拟除虫菊酯类农药为研究对象,基于Qu ECh ERS样品处理技术优化了小杂粮样品前处理过程,对比研究了不同提取溶剂、净化剂对小杂粮样品前处理的吸附净化效果,考察了相关基质效应影响,建立了Qu ECh ERS-气相色谱-质谱联用（GC-MS/MS）检测小杂粮中22种农药残留的分析方法。研究成果主要如下:（1）通过优化Qu ECh ERS样品前处理过程,考察了相关基质效应影响,建立了气相色谱串联质谱（GC-MS/MS）同时测定绿豆中7种有机磷和拟除虫菊酯类农药的的分析方法。绿豆中7种有机磷及拟除虫菊酯农药残留在2.0 ng/L～500 ng/m L浓度范围内线性关系良好,相关系数最小为0.992;方法定量限最低为0.8μg/kg,荞麦基质中7种农药在三个加标水平（5μg/kg,10μg/kg,20μg/kg）回收率为61.3%～87.6%,RSD1.4%～5.7%。（2）建立了Qu ECh ERS-气相色谱-质谱联用（GC-MS/MS）检测小杂粮中22种农药残留的分析方法。22种农药残留在2.0 ng/m L～500 ng/m L线性范围内相关系数良好,相关系数最低为0.990,检出限（LOD）范围为0.2～1.8μg/kg;定量限（LOQ）最低为0.6μg/kg。荞麦基质在三个含量加标水平（5μg/kg、10μg/kg、20μg/kg）回收率为61.8%～85.8%,RSD在1.9%～5.4%范围内,绿豆基质在三个含量加标水平（5μg/kg、10μg/kg、20μg/kg）下22种农药残留回收率为61.5%～86.2%,RSD为1.8%～5.7%。并对榆林地区超市销售的绿豆、豇豆、红豆等13种常见小杂粮样品中有机磷及拟除虫菊酯农药残留进行检测,结果表明;22种有机磷及拟除虫菊酯农药残留在绿豆、黑豆,豇豆等13种小杂粮中均有不同程度检出,农药残留含量在0.0102 mg/kg～0.0536 mg/kg之间,并对荞麦检测结果进行了不确定度评定,并计算合成相对扩展不确定度。（3）上述方法分析周期短、方法准确度高,农药检测种类多等优点,可用于小杂粮中多残留农药留分析。
蹇秀桂[6]（2021）在《农村婴儿拟除虫菊酯类农药暴露对其神经心理发育的影响研究》文中研究指明[目的]了解农村婴儿拟除虫菊酯类农药暴露水平及影响因素;探讨婴儿期拟除虫菊酯类农药暴露对其神经心理发育的影响。[方法]本研究依托于云南宣威农村地区建立的出生队列,自婴儿出生时纳入研究追踪随访至满1岁,通过自行设计的问卷调查婴儿及家庭一般人口学特征、婴儿喂养及养育情况、婴儿生活和居住环境等;采集婴儿半岁和1岁时的尿样,使用超高效液相色谱串联质谱仪检测尿中拟除虫菊酯类农药代谢产物3-PBA、4-F-3-PBA和DBCA浓度,采用尿肌酐校正尿样浓度;采用BSID-Ⅲ评估1岁婴儿神经心理发育水平。应用t检验、方差分析、Spearman相关分析、多元线性回归分析及Logistic回归分析等统计学方法分析婴儿拟除虫菊酯类农药暴露的相关影响因素及婴儿该类农药暴露对其神经心理发育的影响。[结果]（1）共230名婴儿纳入研究,女婴占53.91%,男婴占46.09%,汉族占83.48%,母亲平均年龄为25.45±5.29岁,受教育程度为初中者占47.83%,职业为务农者占76.52%,父亲平均年龄为28.83±5.23,受教育程度为初中者占57.39%,职业为务农者占60.00%。23.48%的家庭年收入低于1万元,婴儿出生时平均体重、身长、胎龄分别为:3251.56±398.47g、50.09±1.22cm、39.34±1.30周,出生时有异常者占21.74%,婴儿由母亲照顾者占92.61%,喂营养剂的婴儿占 71.74%。（2）半岁和1岁时婴儿3-PBA、4-F-3-PBA和DBCA浓度中位数分别为0.099ng/ml、0.153ng/ml、<LOD 和 0.374ng/ml、0.207ng/ml、<LOD,经肌酐校正后的浓度中位数分别为:0.301ug/g、0.626ug/g、<LOD 和 0.850ug/g、0.668ug/g、<LOD。（3）多元线性回归分析结果显示:母亲职业为务农与婴儿总PYRs暴露浓度呈正相关（β=0.20,P=0.014,95%CI=0.04～0.36）,家庭年收入高于25000元与婴儿总PYRs暴露浓度呈正相关（β=0.20,P=0.025,95%CI=0.02～0.37）,经常/每次携婴儿下地干活与婴儿总PYRs暴露浓度呈正相关（β=0.17,P=0.016,95%CI=0.03～0.31）。（4）婴儿认知、语言、运动、社会情绪和适应性行为平均得分分别为:98.98±17.20、97.76±15.25、93.33±15.49、109.72±23.07 和 89.66±16.81,发育迟缓率分别为:2.61%、5.65%、3.48%、1.30%、11.30%。（5）多元线性回归分析结果显示:1岁时婴儿DBCA水平与社会情绪、适应性行为得分呈正相关（β=3.56,95%CI=0.73～6.39,P=0.014;β=3.16,95%CI=0.85～5.47,P=0.008）;Logistic回归分析结果显示:1岁时婴儿4-F-3-PBA高暴露组语言发育落后是低暴露组的 0.31 倍（OR=0.31,95%CI=0.13～0.77,P=0.011）,DBCA暴露组语言和适应性行为发育落后分别是未暴露组的0.38倍和0.36倍（OR=0.38,95%CI=0.15～0.96,P=0.041;OR=0.39,95%CI=0.16-0.96,P=0.040）。[结论]农村婴儿普遍低水平暴露于拟除虫菊酯类农药,母亲职业、家庭年收入、携婴儿下地干活是婴儿拟除虫菊酯类农药暴露的重要影响因素;尚未发现农村婴儿日常生活拟除虫菊酯类农药低水平暴露对其神经心理发育存在负面影响,但考虑到样本量小,有待进一步研究。研究提示照顾者使用农药时应做好个人防护和清洁卫生,延长农药使用安全间隔期,以减少婴儿拟除虫菊酯类农药暴露,应继续监测有农药暴露史婴儿的生长发育情况,观察婴儿期拟除虫菊酯类农药暴露对其神经心理发育影响的远期效应。
宋静苡,刘璟[7]（2020）在《拟除虫菊酯类杀虫剂与女性生殖健康研究进展》文中提出拟除虫菊酯类杀虫剂广泛应用于农业园林和家庭室内的防虫除虫,在环境广泛残留,可通过多种暴露途径进入生物体,对人类健康产生潜在危害。已有研究表明,拟除虫菊酯类杀虫剂是一类潜在的内分泌干扰物,其对生殖健康的影响受到关注。该文综述了拟除虫菊酯类杀虫剂暴露与女性生殖健康相关的环境流行病学研究以及雌性生殖毒性相关的毒理学实验研究,并探讨了其诱导女性/雌性生殖毒性的潜在分子机制。可为深入研究拟除虫菊酯类杀虫剂对女性生殖健康的影响及毒性机制提供参考。
路娟力[8]（2020）在《高效氯氰菊酯诱发斑马鱼生殖毒性的分子机制》文中提出高效氯氰菊酯属于Ⅱ型拟除虫菊酯类杀虫剂,因其具有生产成本低、工艺简单、持效时间长等特点,在家庭卫生和农业生产中得到广泛使用。由于使用量大,致使其在空气、水体等多种环境介质中残留,对生物体健康造成威胁。研究表明,高效氯氰菊酯可以对哺乳动物的生殖系统造成不利影响。此外,高效氯氰菊酯对水生生物具有高毒性。然而,关于高效氯氰菊酯对水生生物的生殖毒性及其分子机制的信息仍然匮乏。因此,本研究以斑马鱼为模型,探究高效氯氰菊酯对水生生物的生殖毒性及其分子机制。本研究将成年斑马鱼暴露于浓度为0、0.1、0.5和2.5μg/L的高效氯氰菊酯中21天。通过统计斑马鱼21天累计产卵量、观察斑马鱼性腺组织学切片、检测血清中雌二醇（E2）和睾酮（T）含量、下丘脑-垂体-性腺轴（HPG轴）相关基因的表达情况,来探讨高效氯氰菊酯对斑马鱼生殖系统的影响及分子机制。主要结果如下:1.与对照组相比,0.5μg/L和2.5μg/L高效氯氰菊酯暴露组斑马鱼21天累计产卵量显着降低,表明高效氯氰菊酯降低了斑马鱼的繁殖能力,对斑马鱼具有生殖毒性。2.性腺的组织学分析显示,高效氯氰菊酯暴露后,斑马鱼早期卵母细胞和精母细胞所占比例显着升高,而成熟卵母细胞和精母细胞所中比例显着下降,表明高效氯氰菊酯抑制了斑马鱼配子发生。3.高效氯氰菊酯暴露后,在2.5μg/L暴露组,雌性斑马鱼血清中E2和T的含量显着下降,在各浓度暴露组雄性斑马鱼血清中T含量均显着下降,表明高效氯氰菊酯可以干扰斑马鱼性激素的分泌。4.雌性和雄性斑马鱼HPG轴相关基因表达量受到了影响,类固醇合成相关基因转录水平与血清激素水平具有良好的对应关系,表明高效氯氰菊酯可能通过调控HPG轴基因表达来影响激素水平。综上所述,高效氯氰菊酯可能通过延迟配子发生、干扰性激素分泌、影响HPG轴基因表达等方式对斑马鱼生殖系统产生不良影响。本研究从个体、组织、激素、基因几个层面探讨了高效氯氰菊酯对斑马鱼生殖毒性及其分子机制,为评价拟除虫菊酯类农药对水生生物的毒性作用以及渔业生产中高效氯氰菊酯的用量提供参考。
叶学敏[9]（2020）在《新型QuEChERS方法在果蔬农残分析中的应用研究》文中提出QuEChERS法是一种适用于食品中农药残留分析的简单直接的样品制备技术,具有操作简便、分析速度快、回收率高、消耗溶剂少等优点,是一种符合“绿色化学”理念的样品前处理方法。然而,影响该技术发展的主要制约因素是基质净化不完全导致该技术与气质联用时基质效应明显;且该方法的提取剂乙腈为有机溶剂,对操作人员仍具有一定的毒性。本论文分别将具有“绿色化学”特点的氮掺杂石墨化碳（双氰胺工业废渣回收利用产物）和天然低共熔溶剂用作QuEChERS方法中的吸附剂和提取剂,建立了果蔬中有机氯和拟除虫菊酯农药残留检测的绿色新型QuEChERS-GC-MS/MS分析方法。此外,在气质分析中,果蔬基质对农药的基质增强效应会严重影响定量的准确性,因此,本文对QuEChERS过程中有机氯和拟除虫菊酯农药的基质效应也进行了系统的研究。具体工作如下:采用双氰胺废渣为原料,经高温煅烧及酸洗制备了氮掺杂石墨化碳,并利用EDS、XRD和氮气吸附仪对其元素组成、物相和吸附性能进行表征。然后将制备的氮掺杂石墨化碳用作QuEChERS方法的新型吸附剂,通过优化萃取和净化步骤中的主要影响因素,包括萃取溶剂种类、缓冲盐种类、吸附剂的种类和用量,建立了基于氮掺杂石墨化碳吸附剂的番茄中27种有机氯和拟除虫菊酯农药残留检测的QuEChERS-GC-MS/MS方法。与传统的QuEChERS方法相比,该方法回收率更高、基质效应更低。此外,由于采用的氮掺杂石墨化碳吸附剂来源于双氰胺工业废渣,该方法又兼具环境友好和成本低廉的优点,使得该方法在果蔬中有机氯和拟除虫菊酯农药残留分析中,具有良好的应用前景。采用直接加热法制备了12种疏水性天然低共熔溶剂,并利用NMR、FT-IR和TG对其结构和热稳定性进行表征。通过考察低共熔溶剂的种类、组分摩尔比和浓度对拟除虫菊酯类农药气质响应信号的影响,筛选出以乳酸、癸酸为氢键供体的天然低共熔溶剂能作为分析保护剂明显提高拟除虫菊酯农药在气质中的响应信号,显着降低基质效应。在此基础上,又评估了这些天然低共熔溶剂被用作QuEChERS提取剂的能力,结果筛选出薄荷醇:癸酸（1:1,摩尔比）天然低共熔溶剂能同时作为提取剂和分析保护剂。最后,通过优化萃取和净化过程中的主要影响因素,包括天然低共熔溶剂体积和净化吸附剂种类,建立了以薄荷醇:癸酸（1:1,摩尔比）同时作为提取剂和分析保护剂的番茄中7种拟除虫菊酯残留检测的QuEChERS方法。与传统的QuEChERS方法相比,该方法具有回收率更高（82.7-99.9%）、基质效应更低（6-32%）和消耗溶剂更少（5 m L）的优点。此外,由于薄荷醇:癸酸（1:1）本身疏水,将其用作提取剂时,无需加盐即可实现相分离,不仅简化了操作步骤,同时也节约了材料成本。研究结果表明,疏水性天然低共熔溶剂可以有效替代传统有机溶剂用于番茄中拟除虫菊酯的提取,以其作为QuEChERS提取剂和分析保护剂的新方法具有高效、经济、无毒、安全、环境友好等优点,为果蔬中的农药残留检测提供了新的参考方法。为了拓展基于薄荷醇:癸酸（1:1）天然低共熔溶剂的新型QuEChERS方法的应用范围,考察了该方法分析黄瓜、苹果等6种果蔬中有机氯和拟除虫菊酯农药的基质补偿效果,同时也考察了内标加入法对农药基质效应的补偿效果。结果表明,采用传统方法结合内标校正,拟除虫菊酯的基质效应仍不能得到有效补偿;而采用含低共熔溶剂分析保护剂的新方法结合内标校正,27种农药的基质效应绝对值均降低到25%以下,基本消除了拟除虫菊酯农药在标准溶液和各种果蔬样品溶液中的基质效应,说明薄荷醇:癸酸（1:1）可以作为番茄、黄瓜、苹果、卷心菜、茄子、木瓜6种果蔬中有机氯和拟除虫菊酯农药的分析保护剂。此外,还评价了利用含低共熔溶剂分析保护剂的溶剂标准曲线法定量分析不同果蔬中拟除虫菊酯的准确性。结果表明,采用含低共熔溶剂的溶剂标准曲线法计算6种果蔬中拟除虫菊酯的加标回收率均在80-120%之间,且得到的回收率与基质匹配标准溶液校准法计算得到的回收率结果差异很小,说明采用新型QuEChERS-GC-MS/MS方法分析果蔬中的有机氯和拟除虫菊酯农药时,可以采用含低共熔溶剂的溶剂标准曲线法来代替操作繁琐的基质匹配标准溶液校准法,而不需要构建基质匹配标准曲线,大大节约了人力成本和时间成本。
陈小宇,孙树洲,周国英,王丽娜,吴娟,周震峰,葛蔚,柴超[10]（2020）在《山东省农田土壤中拟除虫菊酯类农药污染特征与风险评价》文中提出在山东省范围内采集农田表层土壤样品91个,采用气相色谱法分析了7种拟除虫菊酯类农药（SPs）的含量和组成,分析了其分布特征,比较了大田土壤和大棚土壤中该类农药含量的差异,并评价了其生态风险.结果表明,7种拟除虫菊酯类农药总含量（∑7SPs）范围在0.01—88.51μg·kg-1之间,均值为5.65μg·kg-1.与国内其他地区农田土壤相比,山东省农田土壤中拟除虫菊酯含量处于中等偏低水平.山东省各地区的拟除虫菊酯含量存在差异,但组成相近,均是高效氯氟氰菊酯、联苯菊酯和氯氰菊酯的比例较高.部分地区大棚土壤中的含量高于大田土壤.风险评价结果表明,山东省农田土壤个别采样点中甲氰菊酯和高效氯氟氰菊酯具有生态风险,三分之一的采样点存在潜在生态风险,其余采样点不存在生态风险.
二、国内对拟除虫菊酯类农药的毒性毒理研究概况（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、国内对拟除虫菊酯类农药的毒性毒理研究概况（论文提纲范文）
（1）氰戊菊酯诱导雄性SD大鼠生殖损伤的机制研究（论文提纲范文）
| 中英文缩略词表 |
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 前言 |
| 1 材料 |
| 2 方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 综述 农药杀虫剂对男(雄)性生殖毒性机制研究进展 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（2）典型拟除虫菊酯杀虫剂不同窗口期低剂量复合暴露对雌性小鼠卵巢功能的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 拟除虫菊酯杀虫剂概况 |
| 1.2.1 拟除虫菊酯杀虫剂环境残留水平 |
| 1.2.2 拟除虫菊酯的毒性及代谢 |
| 1.3 拟除虫菊酯杀虫剂对女性生殖健康的影响 |
| 1.3.1 拟除虫菊酯杀虫剂与女性生殖健康 |
| 1.3.2 拟除虫菊酯杀虫剂对雌性哺乳动物的生殖毒性 |
| 1.4 microRNA对卵巢功能的影响 |
| 1.4.1 microRNA简介 |
| 1.4.2 miRNA对卵泡发育的调控作用 |
| 1.4.3 miRNA与女性卵巢疾病 |
| 1.4.4 拟除虫菊酯暴露和miRNA表达的相关研究 |
| 1.5 研究目的、拟解决的关键科学问题和研究内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 拟解决的关键科学问题 |
| 1.5.3 研究内容及研究方案 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 2 不同窗口期拟除虫菊酯复合暴露对雌性小鼠卵巢功能的影响 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂配制 |
| 2.2.2 拟除虫菊酯信息 |
| 2.2.3 实验仪器设备 |
| 2.2.4 动物模型建立 |
| 2.2.5 组织处理 |
| 2.2.6 雌鼠血清采集与激素水平检测 |
| 2.2.7 数据统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同窗口期拟除虫菊酯复合暴露对雌性小鼠卵巢组织形态学的影响 |
| 2.3.2 不同窗口期拟除虫菊酯复合暴露对雌性小鼠卵泡发育的影响 |
| 2.3.3 不同窗口期拟除虫菊酯复合暴露对雌性小鼠血清中激素水平的影响 |
| 2.3.4 不同窗口期拟除虫菊酯复合暴露对雌性小鼠卵巢颗粒细胞凋亡的影响 |
| 2.4 小结 |
| 3 胚胎期拟除虫菊酯复合暴露对小鼠卵巢miRNA表达的调控 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 拟除虫菊酯信息 |
| 3.2.2 动物模型建立 |
| 3.2.3 实验仪器设备 |
| 3.2.4 基因表达检测 |
| 3.2.5 数据统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 miRNA差异表达谱 |
| 3.3.2 差异表达miRNA靶基因的生物信息分析 |
| 3.3.3 差异表达miRNA qPCR验证 |
| 3.4 小结 |
| 4 研究结论与展望 |
| 4.1 研究结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的主要成果 |
| 致谢 |
（3）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 |
（4）手性农药戊菌唑的生物活性、生态毒性和苹果中降解行为（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 手性农药发展 |
| 1.2 手性农药绝对构型测定方法研究进展 |
| 1.2.1 单晶X射线衍射法 |
| 1.2.2 电子圆二色法 |
| 1.2.3 振动圆二色法 |
| 1.3 手性农药分离分析方法研究进展 |
| 1.3.1 气相色谱法 |
| 1.3.2 液相色谱法 |
| 1.4 手性农药选择性靶标生物活性研究进展 |
| 1.4.1 手性杀虫剂选择性生物活性 |
| 1.4.2 手性杀菌剂选择性生物活性 |
| 1.5 手性农药选择性非靶标生态毒性研究进展 |
| 1.5.1 手性农药急性毒性 |
| 1.5.2 手性农药神经毒性 |
| 1.5.3 手性农药发育毒性 |
| 1.6 手性农药选择性降解与富集行为研究进展 |
| 1.6.1 在植物体中的选择性降解 |
| 1.6.2 在土壤和水体中的选择性降解 |
| 1.6.3 在加工品中的选择性降解 |
| 1.6.4 在动物体中的选择性富集 |
| 1.7 手性农药系统性研究进展 |
| 1.8 手性农药戊菌唑研究进展 |
| 1.9 论文研究内容与计划 |
| 1.9.1 研究目的意义 |
| 1.9.2 研究内容 |
| 第二章 戊菌唑对映体分离与绝对构型确认 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.2 标准溶液配制 |
| 2.2.3 戊菌唑对映体分离 |
| 2.2.4 色谱参数计算 |
| 2.2.5 戊菌唑绝对构型确认 |
| 2.3 结果分析与讨论 |
| 2.3.1 戊菌唑对映体分离 |
| 2.3.2 戊菌唑绝对构型确认 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 戊菌唑立体选择性活性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.3 结果分析与讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 戊菌唑对映体生物活性差异机理 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.3 结果分析与讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 戊菌唑立体选择性毒性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试剂与仪器 |
| 5.2.2 试验方法 |
| 5.3 结果分析与讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 戊菌唑在苹果中选择性降解行为研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验材料 |
| 6.2.2 试验方法 |
| 6.3 结果分析与讨论 |
| 6.3.1 戊菌唑方法评价 |
| 6.3.2 戊菌唑在苹果中的立体选择性降解 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论及展望 |
| 7.1 全文结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（5）榆林地区小杂粮中有机磷和拟除虫菊酯农药残留检测方法研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 小杂粮国内外农药残留检测研究现状 |
| 1.3.1 光谱检测技术 |
| 1.3.2 快速检测技术 |
| 1.3.3 气相色谱-质谱联用技术 |
| 1.3.4 液相色谱-质谱联用技术 |
| 1.4 有机磷和拟除虫菊酯类农药残留前处理技术研究进展 |
| 1.4.1 萃取技术 |
| 1.4.2 净化技术 |
| 1.4.3 其他萃取净化技术 |
| 1.5 主要研究内容 |
| 第二章 小杂粮有机磷和拟除虫菊酯农药残留检测方法的建立与优化 |
| 2.1 材料与仪器 |
| 2.1.1 仪器 |
| 2.1.2 试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 标准溶液配制 |
| 2.2.2 样品前处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 样品前处理条件优化 |
| 2.3.2 仪器条件的选择 |
| 2.3.3 基质效应评价 |
| 2.4 线性关系检出限、定量限 |
| 2.5 方法回收率和精密度试验 |
| 2.6 小结 |
| 第三章 QuEChERS气相色谱-质谱联用测定小杂粮有机磷和拟除虫菊酯农药残留方法研究 |
| 3.1 材料与仪器 |
| 3.1.1 仪器 |
| 3.1.2 试剂 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 标准溶液配制 |
| 3.2.2 样品前处理 |
| 3.2.3 仪器条件 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 样品前处理条件优化 |
| 3.3.2 仪器条件选择 |
| 3.4 线性关系检出限、定量限 |
| 3.5 方法回收率和精密度试验 |
| 3.6 检测结果的不确定度评定 |
| 3.6.1 检测结果与测量不确定度的关系 |
| 3.6.2 不确定度来源及分量计算 |
| 3.6.3 标准物质引入的相对不确定度分量u_(rel)(C) |
| 3.6.4 试样质量引入的相对不确定度分量u_(rel)(m) |
| 3.6.5 体积转移过程引入的相对不确定度分量u_(rel)(V) |
| 3.6.6 重复性测量引入的不确定度分量u_(rel)(r) |
| 3.6.7 测量回收率引入的不确定度分量u_(rel)(Rec) |
| 3.6.8 仪器测定引入的相对标准不确定度分量u_(rel)A |
| 3.6.9 检测结果与扩展不确定度(Uc)表示 |
| 3.7 小结 |
| 第四章 结论 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）农村婴儿拟除虫菊酯类农药暴露对其神经心理发育的影响研究（论文提纲范文）
| 缩略词表（以字母顺序排列) |
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 结论 |
| 研究的创新性与局限性 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 综述 生命早期拟除虫菊酯类农药暴露对儿童生长发育的影响 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
（7）拟除虫菊酯类杀虫剂与女性生殖健康研究进展（论文提纲范文）
| 1 拟除虫菊酯暴露与女性生殖健康的相关性 |
| 2 拟除虫菊酯对雌性哺乳动物的生殖毒性 |
| 3 拟除虫菊酯生殖毒性的潜在分子机制 |
| 4 结论与展望 |
（8）高效氯氰菊酯诱发斑马鱼生殖毒性的分子机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语表 |
| 1.前言 |
| 1.1 拟除虫菊酯杀虫剂 |
| 1.1.1 天然除虫菊酯 |
| 1.1.2 拟除虫菊酯杀虫剂简介 |
| 1.1.3 拟除虫菊酯的结构特征 |
| 1.1.4 环境中拟除虫菊酯的分布 |
| 1.1.5 拟除虫菊酯杀虫剂的毒性效应 |
| 1.2 高效氯氰菊酯 |
| 1.2.1 高效氯氰菊酯简介 |
| 1.2.2 高效氯氰菊酯的结构特征 |
| 1.2.3 高效氯氰菊酯在水体中的残留 |
| 1.2.4 高效氯氰菊酯的毒性研究 |
| 1.2.4.1 高效氯氰菊酯的神经毒性 |
| 1.2.4.2 高效氯氰菊酯的生殖毒性 |
| 1.2.4.3 高效氯氰菊酯的免疫毒性 |
| 1.2.4.4 高效氯氰菊酯的其它毒性 |
| 1.3 HPG轴对鱼类生殖的调节 |
| 1.4 斑马鱼模型在毒理学中的应用 |
| 1.4.1 斑马鱼简介 |
| 1.4.2 斑马鱼在毒理学方面的应用 |
| 1.4.3 斑马鱼在生殖毒性评估方面的应用 |
| 1.5 本研究的目的和意义 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 试剂 |
| 2.2 斑马鱼饲养及暴露实验 |
| 2.3 性腺组织学分析 |
| 2.4 激素检测 |
| 2.5 基因表达分析 |
| 2.5.1 引物设计 |
| 2.5.2 总RNA的提取 |
| 2.5.3 反转录 |
| 2.5.4 Real-Time PCR分析 |
| 2.5.5 统计分析 |
| 3.结果 |
| 3.1 累计产卵量 |
| 3.2 斑马鱼体质常数 |
| 3.3 性腺组织学观察 |
| 3.4 性激素水平 |
| 3.5 HPG轴相关基因表达 |
| 3.6 相关性分析 |
| 3.6.1 性激素水平与性腺发育相关性分析 |
| 3.6.2 HPG轴基因表达与性腺发育相关性分析 |
| 3.6.3 HPG轴基因表达变化与性激素水平相关性分析 |
| 4.讨论 |
| 4.1 高效氯氰菊酯对繁殖能力的影响 |
| 4.2 高效氯氰菊酯的内分泌干扰作用 |
| 5.结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）新型QuEChERS方法在果蔬农残分析中的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 果蔬中农残检测的必要性 |
| 1.2 果蔬中农残检测的研究概况 |
| 1.3 QuEChERS方法 |
| 1.3.1 QuEChERS方法的提出 |
| 1.3.2 QuEChERS方法的原理和步骤 |
| 1.3.3 经典的QuEChERS方法 |
| 1.3.4 QuEChERS方法的发展 |
| 1.3.5 QuEChERS方法吸附剂的改进 |
| 1.3.6 QuEChERS方法的特点 |
| 1.3.7 QuEChERS技术中存在的缺点和遇到的瓶颈问题 |
| 1.4 农残检测中的基质效应 |
| 1.4.1 基质效应的定义 |
| 1.4.2 基质效应产生的原因 |
| 1.4.3 基质效应的影响因素 |
| 1.4.4 基质效应的补偿方法 |
| 1.5 氮掺杂石墨化碳 |
| 1.5.1 氮掺杂石墨化碳的制备 |
| 1.5.2 氮掺杂石墨化碳作为吸附剂的应用 |
| 1.6 低共熔溶剂 |
| 1.6.1 低共熔溶剂的定义与分类 |
| 1.6.2 疏水性低共熔溶剂的制备 |
| 1.6.3 疏水性低共熔溶剂的理化性质 |
| 1.6.4 疏水性低共熔溶剂在萃取分离中的应用 |
| 1.7 研究意义和目的 |
| 1.8 研究目标和内容 |
| 第二章 基于N掺杂石墨化碳吸附剂的QuEChERS方法在番茄中有机氯及拟除虫菊酯类农药残留分析中的应用 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 材料与试剂 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.2.3 氮掺杂石墨化碳的制备与表征 |
| 2.2.4 QuEChERS前处理过程 |
| 2.2.5 标准溶液配制 |
| 2.2.6 GC-MS/MS条件 |
| 2.2.7 基质效应 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 氮掺杂石墨化碳的表征 |
| 2.3.2 气质方法的优化 |
| 2.3.3 萃取溶剂和缓冲盐体系的优化 |
| 2.3.4 吸附剂种类的优化 |
| 2.3.5 氮掺杂石墨化碳用量的优化 |
| 2.3.6 与传统QuEChERS方法的比较 |
| 2.3.7 方法学考察 |
| 2.3.8 实际样品测定 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 基于天然低共熔溶剂的QuEChERS方法在番茄中拟除虫菊酯类农药残留分析中的应用 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 疏水性天然低共熔溶剂的制备与表征 |
| 3.2.4 标准溶液的制备 |
| 3.2.5 气质条件 |
| 3.2.6 QuEChERS样品处理过程 |
| 3.2.7 基质效应 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 疏水性天然低共熔溶剂的制备与表征 |
| 3.3.2 低共熔溶剂作为QuEChERS萃取剂的初探 |
| 3.3.3 低共熔溶剂对拟除虫菊酯类农药气质响应信号的影响 |
| 3.3.4 低共熔溶剂补偿拟除虫菊酯类农药基质效应的能力 |
| 3.3.5 QuEChERS萃取条件的优化 |
| 3.3.6 与传统QuEChERS方法的比较 |
| 3.3.7 基于低共熔溶剂的QuEChERS方法的评价 |
| 3.3.8 实际样品测定 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 QuEChERS-GC-MS/MS法分析不同果蔬中有机氯和拟除虫菊酯类农药的基质效应研究 |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 材料与试剂 |
| 4.2.2 仪器与设备 |
| 4.2.3 GC-MS/MS条件 |
| 4.2.4 不含分析保护剂时不同果蔬中27种农药的基质效应的计算 |
| 4.2.5 含分析保护剂时不同果蔬中27种农药的基质效应的计算 |
| 4.2.6 采用内标校正后基质效应的计算 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 低共熔溶剂分析保护剂对不同果蔬中农药的基质补偿效果 |
| 4.3.2 内标校正法对农药基质效应的补偿效果 |
| 4.3.3 含NADES的溶剂标准曲线法定量分析果蔬中拟除虫菊酯的准确性 |
| 4.3.4 含NADES的溶剂标准曲线法与基质匹配标准溶液校准法效果比较 |
| 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 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
| 3 参与的科研项目及获奖情况 |
| 学位论文数据集 |
（10）山东省农田土壤中拟除虫菊酯类农药污染特征与风险评价（论文提纲范文）
| 1 材料与方法(Materials and methods) |
| 1.1 样品的采集 |
| 1.2 药品及仪器 |
| 1.3 样品前处理 |
| 1.4 气相色谱分析检测条件 |
| 1.5 质量保证 |
| 1.6 生态风险评价方法 |
| 1.7 定量方法 |
| 2 结果与讨论(Results and discussion) |
| 2.1 拟除虫菊酯类农药含量 |
| 2.2 大田土壤和大棚土壤中含量的比较 |
| 2.3 与国内其它地区土壤中含量的比较 |
| 2.4 风险评估 |
| 3 结论(Conclusion) |
四、国内对拟除虫菊酯类农药的毒性毒理研究概况（论文参考文献）
- [1]氰戊菊酯诱导雄性SD大鼠生殖损伤的机制研究[D]. 郭茂. 遵义医科大学, 2021
- [2]典型拟除虫菊酯杀虫剂不同窗口期低剂量复合暴露对雌性小鼠卵巢功能的影响[D]. 宋静苡. 浙江大学, 2021(09)
- [3]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
- [4]手性农药戊菌唑的生物活性、生态毒性和苹果中降解行为[D]. 李也. 中国农业科学院, 2021(09)
- [5]榆林地区小杂粮中有机磷和拟除虫菊酯农药残留检测方法研究[D]. 孙小龙. 西北农林科技大学, 2021(01)
- [6]农村婴儿拟除虫菊酯类农药暴露对其神经心理发育的影响研究[D]. 蹇秀桂. 昆明医科大学, 2021
- [7]拟除虫菊酯类杀虫剂与女性生殖健康研究进展[J]. 宋静苡,刘璟. 环境科学与技术, 2020(09)
- [8]高效氯氰菊酯诱发斑马鱼生殖毒性的分子机制[D]. 路娟力. 华中农业大学, 2020(02)
- [9]新型QuEChERS方法在果蔬农残分析中的应用研究[D]. 叶学敏. 浙江工业大学, 2020(02)
- [10]山东省农田土壤中拟除虫菊酯类农药污染特征与风险评价[J]. 陈小宇,孙树洲,周国英,王丽娜,吴娟,周震峰,葛蔚,柴超. 环境化学, 2020(07)