一、珠三角市售消毒牛奶抗生素残留的检测（论文文献综述）
刘雨婷,陈麒,李育平,章钰莹,卢光玉[1]（2021）在《我国市售消毒奶中抗生素残留的流行病学分析及检测方法的系统评价》文中研究表明目的系统评价我国市售消毒奶中抗生素残留现状及检测技术,为奶制品质量监管以及检测标准的方法制定提供参考。方法系统检索The Cochrane Library、PubMed、Web of Science、知网、万方和维普数据库（建库至2020年7月31日）。纳入调查我国市售消毒奶抗生素残留率的研究,采用NOS量表评价纳入研究质量。结果本研究共纳入文献26篇（中文23篇,英文3篇）。26篇文献报道了来自于中国至少22个省份3 165份市售消毒奶的抗生素残留率。荟萃分析显示,四环素、青霉素和土霉素是市售奶抗生素残留主动监测频率最高的3种抗生素。喹诺酮、磺胺甲恶唑和链霉素是我国近30年来市售奶中残留率最高的三大抗生素。在检测方法中,我国最常用的方法是TTC法（2,3,5-三苯基氯化四氮唑）。结论虽然我国市售消毒奶抗生素残留情况有所改善,但仍需要加强对有抗奶的主动监测。特别是建立基于供应链划分的风险评估体系,研发成本低、操作简便、结果稳定检测手段是开展主动监测的重要保障。
李萧萧[2]（2020）在《有机蔬菜中抗生素残留检测研究》文中进行了进一步梳理抗生素类药物在我国畜牧业应用广泛,由于大多数养殖户对该类药物的副作用及危害缺乏相关认识,所以可能造成用药不当,致使相当食品的药物残留超过安全底限,而有抗生素的畜禽废物作为有机肥料施用于农田从而被蔬菜、植物等吸收,逐步通过食物链进入到人体并大量蓄积,从而对人体的健康造成潜在危害。目前我国对肉类、水产品等食品的兽药残留检测研究较多,但对于有机蔬菜中兽药残留研究较少。本文概述了有机蔬菜中抗生素残留的原因、几种常见残留的抗生素以及探究抗生素残留在有机蔬菜的检测方法,并为开发检测有机蔬菜中抗生素残留的新方法提供技术支持,为农产品安全生产和农业环境抗生素污染防治提供基础数据。本文研究的主要工作如下:1.建立了液相色谱串联质谱的39种抗生素的仪器分析方法,根据仪器响应选择合适的定性和定量离子对,建立相应的色谱和质谱仪器分析条件。39种抗生素在0.0110μg/mL浓度范围内具有较好的线性关系,线性相关性系数≥0.9991;2.优化了有机蔬菜中39种抗生素残留的前处理方法,针对蔬菜基质特性,选择合适的提取溶剂和净化的方法。完成了空白基质样品的添加回收率测试试验,并对建立的方法进行了性能评价,包括LOD、线性方程以及相关系数等。有机蔬菜中磺胺类抗生素的检出限为1.67μg/kg,定量限为5μg/kg,回收率≥90%,相对标准偏差<4.7;喹诺酮类抗生素检出限为1.67μg/kg,定量限为5μg/kg,回收率≥93%,相对标准偏差<3.8;四环素类抗生素检出限为1.67μg/kg,定量限为5μg/kg,回收率≥74%,相对标准偏差<2.9;3.通过建立的方法对实际96批有机蔬菜样品进行了检测,检测出2批有机白菜的磺胺嘧啶抗生素,含量分别为15μg/kg、28μg/kg。该方法简单快速、灵敏度高、准确性好,适用于有机蔬菜中抗生素残留的测定。
秀措[3]（2020）在《广东主要入海河流及水生生物中PPCPs分布特征》文中研究说明为了解广东主要入海河流河流及其生物体中29种常见药物及个人护理品（Pharmaceuticals and Personal Care Products,PPCPs）的污染水平、空间分布特征及其潜在风险,本研究采用固相萃取和高效液相色谱-串联质谱测定了广东主要入海河流及其生物中PPCPs的浓度水平。并通过数据分析结果,研究了PPCPs在河流水环境及其生物中的空间分布规律,同时运用生物富集系数和RQ评价模型评估了PPCPs污染物对河流水生生态系统的潜在风险。讨论了研究区PPCPs与全球其他沿海地区PPCPs的浓度差异,以揭示PPCPs在广东沿海入海河流中的的污染程度。主要研究结果如下:（1）潮汕地区河流及其生物中均检出23种PPCPs,水体及其生物中PPCPs浓度的平均值范围分别为2.63237 ng/L和0.6810.7 ng/g。潮汕水体中咖啡因和磺胺甲恶唑出现浓度极大值;而其生物中甲氧苄氨嘧啶和磺胺噻唑浓度突出,为优势污染物。珠三角河流及其生物中均检出26种PPCPs,珠三角水体中及其生物中PPCPs平均浓度范围分别为2.63237 ng/L和0.6810.7 ng/g。珠三角河流中咖啡因和磺胺二甲嘧啶在河流出现极大值,而生物中甲氧苄氨嘧啶和磺胺噻唑在检出浓度最高。（2）各河流及其生物中PPCPs的组成成分和空间分布差异较大。潮汕河流中PPCPs的浓度在黄冈河、练江和黄江等独流入江的河流中普遍高于其他河流,且上游浓度高于入海口浓度。黄冈河、黄江、螺河主要以磺胺类药物为主,而在韩江、溶江、练江和龙江中则是咖啡因占比最高。黄冈河、韩江、螺河生物中PPCPs浓度高于其他河流,且鱼类的PPCPs浓度总量明显高于蟹类和贝类。珠三角西北两江及潭江中PPCPs浓度水平较高于东江和珠江。上游河流中PPCPs浓度低于中下游。西江磺胺类药物占比最高,北江中咖啡因占比最高,其余河流中磺胺类和咖啡因占比相当。珠三角生物中以磺胺类和咖啡因为主,空间分布规律与其水体保持一致。（3）相较于蟹类、贝类和虾类,PPCPs在鱼类更易形成生物累积。发现恩诺沙星、甲氧苄氨嘧啶、阿奇霉素、磺胺噻唑和环丙沙星在潮汕地区生物体中具有累积性。恩诺沙星、甲氧苄氨嘧啶、环丙沙星、阿替洛尔、阿奇霉素和氧氟沙星在珠江三角洲地区河流水生物中具有生物累积性。风险商值模型（RQ）评价结果显示蚤类和藻类遭受的风险明显高于鱼类。磺胺甲恶唑、红霉素和磺胺嘧啶分别对黄冈河藻类、练江藻类以及黄江蚤类具有潜在生态风险;磺胺嘧啶对西江和潭江蚤类表现出高风险,红霉素对珠江、潭江和深圳河藻类表现出高风险。（4）潮汕与珠三角河流中PPCPs检出率相当,表明两个地区PPCPs的使用习惯几乎相似。磺胺类和咖啡因是二者主要的PPCPs。但潮汕与珠三角生物中PPCPs检出率略有差异,总体珠三角生物PPCPs浓度大于潮汕地区生物中的浓度。在全球范围内,磺胺甲恶唑在广东主要入海河流中的污染处于较高水平;磺胺二甲嘧啶处于中高污染水平;咖啡因处于中低水平污染水平;甲氧苄氨嘧啶和脱水红霉素在研究区的污染水平较低。
魏军晓[4]（2019）在《北京市售食品重金属含量特征与健康风险评估》文中研究表明“国以民为本,民以食为天,食以安为先”,食品安全历来是国家政府部门关注的重点问题,是关乎国计民生的重大问题。为研究北京地区市售食品的重金属含量特征,对北京地区居民进行食品安全风险评估。在2016年10月至2017年12月期间,采集了北京地区16个市辖区的13类市售食品（包括谷类、豆类、薯类和蛋类等）。采用石墨炉原子吸收光谱仪（GF-AAS）、火焰原子吸收光谱仪（F-AAS）和电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-OES）检测其中的Cd、Cr、Cu、Fe、Mn、Pb和Zn等7种重金属元素含量,首次对北京地区市售食品重金属含量特征进行了研究,并利用内梅罗综合污染指数法对其进行重金属污染评价;采取“膳食消费量优先,兼顾样品重金属含量”的原则,选取大米、韭菜、苹果和绿豆进行重金属元素相关性分析、因子分析和聚类分析;同时,结合第五次中国总膳食研究的膳食结构数据,对北京地区市售食品中重金属进行了膳食暴露和安全风险评估。本研究主要结论如下:（1）除超标样品外,初加工样品的重金属含量要低于深加工样品的重金属含量;蔬菜类、水果类、饮料类、酒类、奶类等高水分样品的重金属含量明显低于谷类、豆类和调味品类的重金属含量。79小类样品中,巧克力、干辣椒和孜然处于警戒线等级,带鱼处于轻度污染等级,其余75类样品则处于安全等级;食品样的综合污染指数总平均值为0.118,表明当前北京地区市售食品重金属污染情况不明显,总体较为安全。（2）从地球化学角度来分析初级农产品（以大米为例）重金属的环境地球化学效应。通过对比元素在地壳（元素在地壳中的含量被称为克拉克值）、土壤、大米和人体血液之间的关系可知,人与自然之间的动态平衡关系。（3）北京地区居民通过膳食途径的Cd、Cr、Cu、Fe、Mn、Pb和Zn日均摄入量分别约为12.26μg/d、153.17μg/d、1.90 mg/d、20.19 mg/d、7.12 mg/d、25.16μg/d和12.69mg/d。除Cr外,谷类和豆类是其余6种重金属元素的主要膳食来源。（4）上述7种重金属元素可能造成的目标危害系数THQ分别为0.18、0.76、0.77、0.43、0.76、0.10和0.63,其总目标危害系数TTHQ=3.64<10;Pb的致癌风险效应TCR为3.23×10-6,在可接受范围内。因此,依照目前的膳食结构,北京地区市售食品重金属的THQ和TCR均在可接受范围内,长期食用这些食品不会对研究区居民的身体健康造成损伤。
陈诗丽[5]（2019）在《分子印迹光子晶体传感器的制备及检测应用》文中研究表明我国的食品安全体系仍在建立阶段,尚未完善,食品安全问题频发,特别是动物源性食品的药物残留问题已经引发了消费者的广泛关注。恩诺沙星是常用的广谱杀菌药物,被广泛应用于禽畜及水产养殖中,大剂量使用会在动物体内发生蓄积从而滞留在动物肾脏和肝脏。残留的恩诺沙星及其代谢物环丙沙星会随着养殖废水和生活污水排到污水处理厂中,现有的水处理工艺难以将其有效去除,会对水体和土壤造成一定的污染,甚至诱导抗药菌株的产生。另外,苯佐卡因是常用鱼用麻醉剂中的一种,可以降低鱼体的应激反应,进而提高长途运输的过程中鱼的存活率。给鱼体施用麻醉剂后,应该经过一定的休药期再上市出售,以保证在消费者食用之前鱼体内的麻醉剂浓度达到对人体健康无害的限值。而鱼体死亡后麻醉剂的含量不会再降低,直接食用这些麻醉剂含量高的鱼会给人类健康带来危害。目前我国暂时缺乏对鱼用麻醉剂的相关法律法规、使用标准和检测标准,因此市场上有可能会存在不规范使用或者滥用的情况,其药物残留和安全性问题引起消费者的高度重视。动物源性食品的药物残留问题对人体健康和生态环境都存在巨大的潜在风险,长期食用药物残留超标的动物源性食品有可能会导致慢性中毒、过敏反应等症状,严重者会致癌、致畸、致突变,必须采取更为有效的监管措施和检测手段。药物残留现有的仪器检测方法具有仪器昂贵、对操作人员要求高等不足之处,难以满足现场实时检测的要求。分子印迹技术具有预定性、专一性识别、实用性等特点,可以根据不同的需要设计不同的分子印迹聚合物,该聚合物具有较强的稳定性和较长的使用寿命。响应性光子晶体具有信号自表达的特点,可以快速地响应目标分子。本研究结合分子印迹技术专一性识别与响应性光子晶体信号自表达的优点,以恩诺沙星和苯佐卡因为模板分子,分别构建便携式的恩诺沙星和苯佐卡因反蛋白石分子印迹光子晶体（molecularly imprinted photonic crystal,MIPC）传感器。具体的研究工作如下:（1）分别通过改进的St?ber法和乳液聚合法制备了单分散、球形度好、粒径均一的二氧化硅（SiO2）和聚苯乙烯（PS）微球,对其合成条件进行了优化,然后通过垂直沉积自组装的方法制备SiO2和PS光子晶体,两种光子晶体均形成面心立方结构和鲜明的结构色,衍射峰波长随着微球粒径的增加而出现红移,为反蛋白石MIPC传感器的制备提供了较好的模板。（2）制备恩诺沙星反蛋白石MIPC传感器,并重点研究分子印迹体系的优化,挑选出最为适合的功能单体、溶剂、交联剂和洗脱液。实验结果表明,分子印迹过程中聚合条件的不同对MIPC的识别性能具有较大的影响。最后选定丙烯酸（AA）作为功能单体,甲醇作为溶剂,乙二醇二甲基丙烯酸酯（EGDMA）作为交联剂且最佳用量为57μL,模板分子、功能单体与交联剂的最佳摩尔比例为1:6:3,0.01 mol/L NaOH溶液:甲醇=2:3（V:V）为洗脱液。所制备的恩诺沙星MIPC能够快速有效地识别目标分子,具有良好的响应性能。（3）制备苯佐卡因反蛋白石MIPC传感器,通过各种实验对其识别性能进行优化并将其应用于实际样品（鱼肉）的检测。实验结果表明,苯佐卡因MIPC能快速识别目标分子,并能多次重复利用。随着苯佐卡因浓度的增加,MIPC衍射峰红移约35 nm,颜色由绿色逐渐变为黄色,成功实现“可视化”检测,最低检出限为0.001 mol/L（165mg/L）,而非印迹光子晶体（Non-imprinted photonic crystal,NIPC）红移量只有19 nm。将苯佐卡因MIPC应用于鱼肉样品的检测,与HPLC检测方法对比,两种方法的加标回收率基本一致,验证了将MIPC传感器应用于实际样品中痕量苯佐卡因的初步筛查和常规分析的可行性。本传感器的成功研发对动物源性食品的药物残留检测工作具有现实的研究价值,为进一步建立自动化的动物源性食品药物残留分析仪器做出了探索性的工作和提供了新的思路,有望最终应用于食品安全检测部门乃至家庭等的现场实时快速检测,对保障人类健康具有积极的社会意义。
魏瑞成[6]（2017）在《兽药强力霉素（Doxycycline）的环境污染及安全性评价研究》文中研究说明本论文对畜牧业中广泛使用的典型兽药进行了调研,监测了养殖场和基地种植区土壤及畜禽粪污水中典型兽药的污染水平和分布,并对污染残留具代表性的强力霉素（Doxycycline,DOX）开展了环境污染和安全性评价研究。分别从检测方法的建立和强力霉素在粪便中吸附、解吸和降解行为与植物修复、粪源强力霉素暴露对水培叶菜和生殖细胞的安全性影响等方面,系统研究了强力霉素在养殖粪污和种植环境中的污染特征,在动物粪便中的吸附、解吸和降解行为与植物修复,以及环境浓度水平下对水培叶菜和雄性生殖细胞的安全性影响。1养殖场和产地环境土壤中典型兽药的污染监测 本研究选择规模化畜禽养殖场和蔬菜种植基地,对施用粪肥的土壤样品进行采集和分析,研究环丙氨嗪、四环素类、磺胺类、喹诺酮类和氟苯尼考等养殖业兽药对土壤污染,并对典型兽药品种四环素类开展长期监测。结果表明,养殖场种植区表层（0～20cm）土壤、亚表层（20～40cm）土壤和深层（40～60cm）土壤中,超过80%的样品被五类十三种兽药污染,在土壤中残留由高至低依次为:环丙氨嗪>四环素类>磺胺类>喹诺酮类>氟苯尼考;对同一区域的养殖场种植区土壤（0～20cm）开展长期监测,发现四环素类抗生素是土壤药物污染的一类主要抗生素,这与研究区养殖业中普遍施用该类抗生素及在土壤环境中较为稳定有关;动物粪便的施用是养殖场和基地种植区土壤中兽药污染的重要来源,对其进行必要的处理是减免农田土壤抗生素污染的有效途径。2规模化畜禽养殖场粪便和污水中强力霉素及其他三种四环素类抗生素的污染监测根据土壤监测的结果,选择典型四环素类抗生素,进一步研究其在粪污中的污染特征。本研究采集了规模化养殖场（猪场和鸡场）堆肥场粪便28份和排污口污水28份,研究畜禽粪污中强力霉素和土霉素、金霉素及四环素的污染水平、分布情况。结果显示:四环素类抗生素在粪便和污水样品中有高的检出率,粪便样品中检出率均高于68%,污水样品中除四环素外其他三种检出率均高于75%;强力霉素和土霉素残留浓度,在粪便中是mg/kg水平,分别为0.03～20.60mg/kg和0.01～31.60mg/kg,在污水中是μg/L水平,分别为0.59～220.96μg/L和0.32～876.21dg/L,高于四环素和金霉素的残留浓度;从检出率和残留量中值分析,猪场和鸡场的粪便与污水中四种抗生素的污染相似,表明他们在养殖场使用普遍,但猪场生产粪污尤其是污水生产量大,对水环境污染严重来源,生产中需要加强对猪场用药的指导和监督。根据对养殖场和产地环境土壤及畜禽粪污中兽药污染监测结果,选择典型兽药强力霉素,进一步开展安全性评价研究。3养殖污水中强力霉素残留的HPLC方法的研究建立 本研究建立了养殖污水中强力霉素残留检测的高效液相色谱（HPLC）检测方法,用于后续安全性评价研究中吸附和富集实验中污水样品的测定。样品离心后取上清液过滤膜,调pH值后经过弱阳离子固相萃取柱萃取净化,水浴氮气吹近干,C18色谱柱分离,流动相为0.01mol/L乙二酸溶液和甲醇与乙腈等比混合液,在比例为65:35中洗脱,350nm波长下进行测定。强力霉素在1～20.0μg/mL浓度范围内,标准曲线呈线性相关,相关系数r为0.9998;在10.0～50.0μg/L浓度添加范围内,强力霉素平均回收率为91.55%～95.14%,日内相对标准偏差为1.66%～6.45%,日间相对标准偏差为0.62%～0.75%,方法的检测限为0.1μg/mL,定量限为1 μg/mL。该方法操作简便、回收率和灵敏度高。4粪便和叶菜中强力霉素残留的固相萃取HPLC-MS/MS检测方法的建立 本研究同时建立了粪便和叶菜中强力霉素残留的固相萃取-液相色谱串联质谱（LC-MS/MS）检测方法,用于后续安全性评价研究中降解和吸附实验中粪便样品的测定,及富集实█验中叶菜样品的测定。用Mcllvaine缓冲溶液（pH=4.0）对粪便样品进行提取,用甲醇和Mcllvaine缓冲溶液（比例为9:1,pH=6.0）对青菜样品进行提取,提取液用固相萃取柱净化后在水浴氮气吹近干,C18色谱柱分离,用甲醇和0.1%甲酸溶液按照60:40比例混合洗脱,使用电喷雾正离子源在多反应监测模式下测定。标准曲线在20～1000ng/mL浓度范围内呈线性相关,相关系数r为0.9999;在50～500ng/g的添加浓度范围内,粪便样品中平均回收率为66.42%～81.93%,日内相对标准偏差为4.85%～7.29%,日间相对标准偏差为2.23%～2.43%;青菜样品中平均回收率72.16%～88.64%,日内相对标准偏差为3.51%～6.87%,日间相对标准偏差为1.44%～1.82%。方法检测限和定量限分别为5.0 ng/g（mL）和50.0 ng/g（mL）,满足样品检测的要求。5强力霉素在禽粪便中的降解动态及影响因素研究 试验以肉鸡排泄物中的强力霉素为研究对象,研究了药物浓度、光照和微生物等因素对强力霉素降解动态的影响,探讨粪便中强力霉素的主要降解机制和影响因素。结果表明:鸡粪中强力霉素降解动态符合一级动力学降解方程,降解速度与药物残留初始浓度呈负相关,其残留浓度越高,降解越慢,在粪便中越不易消除;反之,容易被降解和去除。在避光条件下,灭菌组强力霉素降解半衰期为140.28d,未灭菌组降解半衰期为69.27d,在未灭菌光照条件下,强力霉素降解半衰期为36.87d,各处理组间降解半衰期差异极显着（P<0.01）,表明光解和微生物降解是粪便中强力霉素降解的主要方式。6强力霉素在禽粪便上的吸附特征研究 通过批处理平衡试验,研究了强力霉素在鸡排泄物中的吸附和解吸附行为及机制,以及pH和离子类型与强度等因素对解吸附的影响。结果表明:强力霉素容易被鸡粪快速吸附,达到平衡时吸附率在90%,吸附特性符合Freundlich方程;强力霉素在鸡粪上具有析出特性,解吸附能力与溶液pH和离子强度有关,在pH<6时,pH越小,解吸附能力增强且差异显着（P<0.05）,pH≥6时,解吸附能力几乎没有变化,表明强力霉素在酸性条件下能被解吸出来,即在南方酸雨等自然因素作用下,堆肥或者施入农田的含有强力霉的粪肥能解吸附;在低离子强度下,二价Ca2+的解吸附能力强于Na+和K+,但未形成显着性差异;而在高离子强度下,强力霉素的解吸附能力也会随之增强,即环境中NO3-和Ca2+强度较高时,对鸡粪中强力霉素解吸附作用差异极显着（P<0.01）,因此通过淋溶作用移到外界环境的风险较大。7强力霉素暴露污染对水培叶菜吸收与累积影响研究 通过水培试验,比较了四种消费蔬菜在强力霉素胁迫下的吸收量和富集系数的变化,研究了强力霉素在培养溶液中的去除规律,评价了污染蔬菜的食用安全性及抗生素环境污染的植物修复。结果表明:强力霉素在有蔬菜的培养液中的降解速度明显快于无蔬菜种植的培养液,在空白对照组的培养液中去除了 37.8%,而在绿罗莎、苦苣、绿箭和绿直立四种叶菜的培养液中的去除率超过95%,去除半衰期分别为22.1、1.4、1.5、2.3和2.8d,与对照组相比差异极显着（P<0.01）;在吸收富集能力上,绿罗莎和苦苣对强力霉素的富集系数（BCF）分别为7.20和4.95,BCF值均大于1,属于超富集品种,符合积累机制,易产生食品安全问题,适用于受到抗生素污染环境的植物修复,而绿箭和绿直立对强力霉素的BCF分别为0.76和0.49,属于低积累植物品种,符合外排机制,可用于修复时的套种。8强力霉素暴露污染对生殖细胞活性和毒性效应研究 以小鼠睾丸间质瘤细胞（mLTC-1）为研究对象,以强力霉素为受试物,研究强力霉素对生殖细胞孕酮合成和分泌的影响及作用机制。在细胞培养试验中,通过MTT法和Annexin V-FITC/PI法研究不同浓度强力霉素对mLTC-1细胞活力影响,确定受试物的试验浓度;通过对cAMP/PKA通路上性激素结合位点及其各关键控制点刺激,揭示强力霉素对mLTC-1细胞孕酮合成途径影响,并运用2D胶方法,进一步分析强力霉素对mLTC-1细胞蛋白变化的影响。结果表明,强力霉素浓度高于20μM浓度时能显着降低mLTC-1细胞活力（P<0.05）,增加细胞凋亡水平,在10μM浓度时,对细胞活力和凋亡水平无显着影响,但对mLTC-1细胞合成孕酮产生明显抑制作用（P<0.05）,该作用与hCG或forskolin刺激mLTC-1中cAMP表达没有显着相关性,与细胞核DNA编码的StAR、P450scc、3w-HSD基因表达关系也不明显,可能在线粒体位点抑制睾酮合成。通过2D胶进一步分析结果表明,强力霉素刺激mLCT-1细胞中HSP60、GRP75、IVD、HCDH蛋白上调,这些蛋白与线粒体应激相关,说明强力霉素通过引起mLCT-1细胞线粒体功能改变来抑制孕酮合成,进而抑制睾酮分泌,具有影响雄性生殖健康的潜力威胁。
胡慧敏[7]（2017）在《生物质材料固定化微生物及其降解土壤中磺胺类抗生素的研究》文中进行了进一步梳理磺胺类抗生素（Sulfonamides,SAs）是以对位氨基苯磺酰胺为基本结构的衍生物。由于抗菌谱广、抗菌活性强,被广泛应用于动物疾病的治疗和预防,通常作为畜禽饲料添加药物添加到动物饲料中。磺胺类抗生素通过两个渠道进入农田,一是畜禽粪便和鱼塘污泥作为有机肥施用到农田,二是粪便中抗生素经雨水径流和养殖场废水排放等进入水体,并用于农田灌溉。土壤中长期大量累积的磺胺类抗生素,导致土壤磺胺类抗生素污染严重。因此,清除土壤中磺胺类抗生素污染对生态环境和人体健康造成的危害已成为目前迫切需要解决的问题之一。本研究选用生物质材料为固定化载体,与磺胺类抗生素的高效降解菌一起构建了生物质材料固定化微生物体系;研究不同调控因子对生物质材料固定化微生物降解土壤中磺胺类抗生素的影响;研究生物质材料固定化单一菌和复合菌对土壤中磺胺类抗生素的降解效果。本实验以农田土壤中最常见且用量最大的磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶为研究对象,探索土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶的最佳降解条件。实验结果表明:（1）从广州某良种猪场取得被喂养过磺胺类抗生素的猪的猪粪,从取得的猪粪中筛选分离得到了两株磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶的高效降解菌T2和Z3。经鉴定,菌株T2为阴沟肠杆菌属,是细菌;菌株Z3为内生真菌属。菌株T2的对数生长期在0-18 h,其中12-18 h的生长速度最快;菌株Z3的对数生长期在24-56 h,其中48-56 h的生长速度最快。（2）采用生物质材料甘蔗渣、稻草杆、花生壳为载体对2株菌分别进行固定化预培养,发现菌株T2和Z3均在甘蔗渣上生长情况最好,其次是花生壳,稻草杆最差。（3）利用游离菌T2和Z3及甘蔗渣固定化菌株T2和Z3降解土壤中的磺胺甲恶唑。结果表明,降解30 d后,游离T2菌的与甘蔗渣固定化T2菌处理磺胺甲恶唑的降解率分别为20.04%和84.14%;游离Z3菌的与甘蔗渣固定化Z3菌处理磺胺甲恶唑的降解率分别为18.96%和57.64%。表明甘蔗渣固定化微生物体系对土壤中磺胺甲恶唑的降解效果优于游离微生物,菌株T2对磺胺甲恶唑的降解效果优于Z3。因此,选择菌株T2为最优菌来进行磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶在不同环境因素下的降解实验研究。（4）当土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶的初始浓度均为100 mg/kg时,在灭菌和非灭菌土壤中,甘蔗渣固定化T2处理30 d后,实验结果表明土壤微生物对甘蔗渣固定化T2菌降解磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶有促进作用,但影响不大;土壤中存在Pb2+和Cd2+时,采用甘蔗渣固定化T2菌处理土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶30 d后,发现土壤中重金属离子对甘蔗渣固定化T2降解磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶起不同程度地抑制作用。（5）从猪粪中筛选分离得到的高效降解菌株T2最佳的降解环境为15%的菌投加量、28℃、土壤pH 3.5。在30 d内对土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶的降解率最高可达84.14%和78.19%。（6）将菌株T2和Z3进行单一菌和复合菌甘蔗渣固定化培养,结果表明:当土壤磺胺甲恶唑初始浓度为100 mg/kg,磺胺嘧啶初始浓度100 mg/kg,处理30 d后,单一菌株T2对污染土壤的降解率最高,磺胺甲恶唑的降解率达84.14%,磺胺嘧啶的降解率达到78.19%。（7）磺胺类抗生素经菌株T2降解后,通过高分辨质谱仪分析,推测出一条新的磺胺类抗生素生物降解途径。磺胺类抗生素的生物降解可能依次经水解酶、二苯并噻吩脱硫酶等酶催化而转化为苯胺,苯胺再沿着β-酮己二酸途径中的邻苯二酚分支（cat）进行转化,通过邻位降解途径,首先经双加氧酶催化转化为邻苯二酚,然后经多步反应产生TCA循环的中间产物琥珀酸和乙酰辅酶A,最后生成H2O和CO2。采用甘蔗渣固定化微生物体系对磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶的高效降解菌进行培养能够有效提高菌株的培养效率,同时甘蔗渣固定化微生物能够提高土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶的降解效率。
李楠[8]（2016）在《强力霉素单克隆抗体的制备及其快速检测试剂条的研究》文中进行了进一步梳理现如今,我国作为水产养殖大国,渔药的使用必不可少,尤其是对抗生素的使用颇为依赖,从而引起许多抗生素残留等问题,不仅对养殖环境造成危害,对人体健康也构成了威胁。强力霉素就是一种最为常见的渔药抗生素,作为四环素类药物,可以治疗衣原体支原体感染,对革兰氏阳性菌和革兰阴性杆菌也有作用。强力霉素具有抗菌谱广,抗菌作用强等特点,因此被广泛地应用于水产养殖行业,但四环素类药物对人体的毒害作用也是非常大的,通常刺激人体胃肠道黏膜,影响食欲,引起呕吐,恶心等不良反应,对肝脏和肾脏也有损害,造成肝腹水及肿大。我国农业部《动物性食品中兽药最高残留限量》规定肌肉、肝脏、肾脏的最高残留量为100mg/kg、300mg/kg、600mg/kg,快速检测可以达到池边监控的目的,发现渔药残留超标,可进行简单处理,即延长休药期,防患于未然。本文目的为强力霉素单克隆抗体的制备及快速检测试剂条的研制。1、强力霉素人工抗原的合成与鉴定:强力霉素做为小分子半抗原,无免疫原性,采用戊二醛法（GA）将强力霉素分别与牛血清白蛋白（BSA）、鸡卵清蛋白（OVA）进行偶联,偶联后得到强力霉素免疫原（DC-BSA）和强力霉素包被原（DC-OVA）。经过紫外光谱扫描后,检测结果为:免疫原（260nm）和包被原（265nm）的紫外特征吸收峰与标准蛋白（BSA 278nm,OVA 280nm）、强力霉素（378nm）相比,均发生了明显的偏移,初步断定人工抗原偶联成功,通过SDS-PAGE电泳进一步检测,免疫原和包被原电泳条带均明显滞后于标准蛋白条带,从而说明人工完全抗原合成成功。2、强力霉素人工抗原的免疫原性评价:以DC-BSA作为免疫原,以DC-OVA作为包被原,用间接ELISA法检测血清抗体效价,以阳性血清与阴性血清比值P/N≥2.1的最大稀释倍数为血清效价。结果显示:1号小鼠的P/N值为2.3>2.1,2号小鼠的P/N值为2.5>2.1,小鼠血清抗体效价达到1×104。竞争ELISA实验结果为:将小鼠血清稀释10000倍后,分别加入50μg/ml、100μg/ml、200μg/ml浓度的DC,测定的OD值:1号和2号小鼠均随DC浓度的增大而减小,较阳性孔明显减少,P<0.05,存在显着差异,因此强力霉素人工抗原免疫原性较好。3、强力霉素单克隆抗体的制备:（1）骨髓瘤细胞（sp2/0）的培养:将sp2/0复苏后,用15%FBS 1640进行扩大培养,培养至对数生长期即可用于杂交瘤细胞的制备。（2）免疫脾细胞的获得:以DC-BSA为免疫原,对BALB/c小鼠进行4次免疫,最后一次免疫后第五天,取小鼠脾脏,制备脾细胞可用于杂交瘤细胞的制备。（3）杂交瘤细胞的制备:采用浓度为50%的PEG（分子量为4000）将抗体效价较高的小鼠脾细胞与骨髓瘤细胞进行融合,融合后的细胞用HAT选择培养基进行培养,3天后就能观察到融合细胞开始分裂,7天后观察计数,杂交瘤细胞为166株,融合率为0.017‰。（4）单克隆抗体细胞株筛选:通过间接ELISA筛选出4孔阳性杂交瘤细胞,分别是B7、C3、D10、G8,复检后,B7和D10为阳性杂交瘤细胞,B7的阳性要高于D10,用有限稀释法对B7克隆2次,经过间接ELISA筛选出三株阳性的DC单抗细胞1B3、1F9、1G2,其中阳性最强的为1F9,将1F9细胞转瓶后扩大培养。（5）单克隆抗体制备:提前5d将3只6周左右的BALB/c小鼠腹腔注射石蜡油,之后将单克隆抗体细胞进行稀释至1×106个/ml,12d后无菌取小鼠腹水,共收集腹水约15ml。（6）用辛酸-硫酸铵法将腹水进行抗体纯化,纯化后测得抗体浓度为3.1mg/ml。（7）竞争ELISA检测:分别配制0.1μg/ml强力霉素、土霉素、新诺明、恩诺沙星及氟苯尼考,与土霉素、新诺明恩诺沙星及氟苯尼考的交叉实验的平均OD值分别为0.154、0.153、0.149、0.152与阳性值0.156无明显差异,说明抗体与这四种抗生素无交叉反应,而与强力霉素反应的平均OD值为0.093,相比于阳性0.156存在显着差异,P<0.05。4、快速检测试剂条的制备:（1）强力霉素单克隆抗体胶体金的标记:配制清澈透明的胶体金溶液,用试管法找出胶体金最适标记量,将纯化抗体与胶体金混合,制备金标抗体（2）确定金标抗体最适工作浓度:将金标抗体与待测样品进行不同浓度梯度稀释,通过棋盘滴定法,确定金标抗体最佳工作浓度（3）试剂条结构:最底层为PVC载体板,前端至后端依次为样品垫、胶金垫、硝酸纤维膜和吸水垫,检测线和质控线位于硝酸纤维膜上,其中金标抗体包被在胶金垫上,检测线包被DC-OVA,质控线包被羊抗鼠IgG。5.强力霉素快速检测试剂条的应用:将强力霉素按照不同浓度梯度进行稀释,分别滴加到样品垫上,最终强力霉素检测浓度为0.2μg/ml,高于此浓度T检测线不显色,C质控线显色;低于此浓度T检测线显示出肉眼可见的红色,C质控线不显色。结论:本实验所制备的强力霉素快速检测试剂条,能够检测出水体及鱼体中残留过量的强力霉素,操作方便简单,能够在养殖池边迅速做出初步检测,但还要针对试剂条显色清晰度做进行进一步的优化实验,检测限能够达到国家对肝脏、肾脏及皮脂的最高残留量。
郭玉晖[9]（2015）在《施加畜禽粪肥对蔬菜中抗生素抗性内生细菌的影响》文中研究表明畜禽粪便是抗生素抗性细菌的一个重要储存库。粪便在农业施肥中的应用往往造成农田土壤中抗性细菌的污染。但是,粪便施肥过程中,对于抗性细菌能否通过粪便-土壤-蔬菜途径发生转移的问题,人们还没有明确的结论。本研究选取常见蔬菜上海青和芹菜为研究对象,探讨了施加畜禽粪肥对不同蔬菜根、茎、叶中抗生素抗性内生细菌丰度及多样性的影响。主要研究结果总结如下:1.大田蔬菜中抗生素抗性内生细菌的调研。挑选河南省新乡市蔬菜种植基地施加粪肥和未施粪肥的上海青和芹菜样品,检测了其中抗生素抗性内生细菌的分布和丰度。结果显示,除上海青的叶之外,所有蔬菜样品中均检测到了抗阿莫西林、抗头孢氨苄、抗四环素的内生细菌,丰度范围在1.33×10cfu·g-13.44×104 cfu·g-1,但是,施肥蔬菜中抗性内生细菌的丰度比未施肥蔬菜高12个数量级。其中,施肥上海青中抗阿莫西林、头孢氨苄、四环素的内生细菌数最高可达未施肥蔬菜的2.89倍、3.61倍和10.61倍;施肥芹菜中该数值最高可达未施肥蔬菜的9.16倍、19.13倍和10.65倍。这些结果说明,施用畜禽粪肥能引起蔬菜中抗生素抗性内生细菌数量的显着增加。进一步研究发现,两种蔬菜中β-内酰胺类抗生素抗性的内生细菌比例最高,芹菜中为65.80%,上海青中达到了78.82%。16S r RNA基因多样性分析结果显示,大田种植的上海青和芹菜中分离到的多重抗生素抗性内生细菌主要集中在假单胞菌属（Pseudomonas sp.）和寡养单胞菌属（Stenotrophomonas sp.）。尤其值得关注的是,上海青中分离到了具有多重抗生素抗性的人类条件致病菌——恶臭假单胞菌（Pseudomonas putida）和嗜麦芽寡养单胞菌（Stenotrophomonas maltophilia）。2.施加粪肥对土壤及上海青中抗生素抗性细菌丰度的影响。采用盆栽实验研究了不同施肥处理组（施加鸡堆粪组、施加商品有机肥组、施加多重抗生素抗性细菌组、未施肥组）中蔬菜植株、种植前后土壤中抗生素抗性细菌的丰度变化。结果发现,与未施肥组相比,施加鸡粪或商业有机肥均明显提高上海青和种植土壤中抗生素抗性细菌的丰度。其中,施加鸡粪的上海青中抗头孢氨苄、抗四环素、抗环丙沙星的内生细菌数分别是未施肥组的5.35倍、3.93倍和1.25倍,加粪土壤中上述药物的抗性菌数分别是未施肥土壤的1.65倍、4.2倍和1.44倍,且加粪土壤中同时对上述三种药物具有抗性的多重抗性细菌数量是未施肥土壤的4.35倍;施加商业有机肥的上海青中抗头孢氨苄、抗四环素、抗环丙沙星的内生细菌数分别是未施肥组的3.89倍、2.17倍和1.85倍,加肥土壤中上述抗性细菌数分别是未施肥组的1.1倍、1.58倍、1.6倍,同时抗三种药物的多重抗性细菌数是未施肥土壤的2.7倍。这些结果表明,施肥处理能明显增加蔬菜及土壤中抗生素抗性细菌的数量,且施加鸡粪比商业有机肥更易促使土壤和蔬菜中抗性细菌增加。3.施加粪肥对土壤和上海青中多重抗生素抗性细菌群落结构的影响。从盆栽实验的土壤、蔬菜、粪肥中,我们分离出获得了同时具有抗头孢氨苄、四环素和环丙沙星三种抗生素抗性的多重抗性细菌。16S r DNA序列分析及系统进化树的结果表明,施加粪肥显着改变上海青中多重抗生素抗性内生细菌的多样性。其中未施肥蔬菜中优势多重抗性内生细菌主要为寡养单胞菌属（Stenotrophomonas sp.）,施肥蔬菜中优势多重抗药细菌则为内生短状杆菌属（Brachybacterium sp.）,并且该菌在粪肥以及栽种前土壤中均被检出。这些结果表明,在施肥及种植过程中,多重抗生素抗性细菌很可能发生了从粪肥—土壤—蔬菜的转移。同时,上海青收获后各处理组土壤中多重抗性细菌数较栽种前均有所增加且种属差异较大,尤其加菌组栽种后土壤中并未检测到多抗性大肠杆菌（Escherichia coli）,却检出了更多新的多重抗性细菌。这说明抗生素抗性细菌所携带的抗性基因在农田土壤中发生了水平转移,增加了土壤中多重抗性细菌的多样性,对土壤细菌群落结构产生持久性的影响。
李学德[10]（2015）在《典型磺胺类抗生素在土壤—蔬菜系统中的环境行为研究》文中研究表明磺胺类抗生素在畜禽养殖中广泛用于饲料添加剂。动物摄入磺胺类抗生素后少部分残留在动物体内,造成肉、蛋、奶等动物性食品中抗生素的残留污染。然而,动物摄入的大部分抗生素会以原形及其代谢物的形式通过粪尿排出体外,再通过多种途径进入环境。随着规模化畜禽养殖业的迅速发展,畜禽粪便中磺胺类抗生素的污染问题日益突出。目前,人们主要关注动物性食品中磺胺类抗生素残留问题,而忽视了土壤中的磺胺类抗生素可通过农作物的吸收而进入人们食物链威胁人体健康问题。土壤对磺胺类抗生素的吸附作用会影响其从土壤向植物体内的迁移行为,蔬菜是人们食用最多的植物性农产品之一,因此,开展典型磺胺类抗生素在土壤-蔬菜系统中的环境行为研究具有理论与实际意义。本研究于2009年4-12月对A市超市、菜市场及菜地的蔬菜和土壤中3种磺胺类抗生素的残留情况进行了调查,以了解蔬菜和土壤中磺胺类抗生素的残留污染特征,结果表明SDZ、SMZ和SMX三种磺胺类抗生素在蔬菜样品中均有不同程度检出,检出率分别为25.2%、97.1%和25.0%,平均检出浓度范围分别为ND-8.6μg/kg,17.2-320.3 μ g/kg和ND-17.8 μg/kg,检出率和平均检出浓度均以SMZ为最高;SMZ在不同类蔬菜中的平均检出含量顺序为:根茎类>叶菜类>瓜果类>茄果类;蔬菜中的SMZ主要分布在叶片和根部,这可能是蔬菜污染调查中SMZ在根茎类和叶菜类检出含量高的原因。A市菜地土壤的污染调查表明,3种磺胺类抗生素在不同采样点的土壤中均有不同程度的检出,检出率从高到低依次为SMZ（53.8%）、SMX（28.2%）、SDZ（12.8%）,平均检出浓度从高到低依次为SMZ（7.73 μ g/kg）、SMX（4.85 μg/kg）、SDZ（2.45 μ g/kg）,SMZ 的检出率和平均检出浓度均最高。土壤对磺胺类抗生素的吸附作用会影响其在环境中的移动性及持久性,因此开展了 3种磺胺类抗生素在不同土壤中的吸附行为研究。结果表明,三种土壤对SMZ的吸附等温线均呈非线性,吸附作用适宜用Freundlich方程来描述,三种土壤对SMZ的吸附量大小顺序为:黄棕壤>砂姜黑土>红壤。土壤对SMZ的吸附量与土壤中有机质的含量呈显着的正相关。3种磺胺类抗生素在黄棕壤上的吸附性能有差异,吸附量顺序为SMZ>SMX>SDZ,pKa和logKow值的差异可能是导致它们吸附性不同的主要原因。随着离子强度的增大,SMZ的土壤吸附量逐渐降低。随着溶液pH的增大,SMZ和SDZ的土壤吸附量逐渐降低,土壤胶体的Zeta电位的降低和SMZ形态的改变是造成吸附量降低的主要原因。重金属复合污染影响磺胺类的吸附行为,低浓度的铜离子（≤1 mM）对SMZ和SDZ在土壤上的吸附没有显着影响,加入5 mM铜离子后,在pH5-7.2范围内,SMZ和SDZ在土壤上的吸附量增大;SMZ的解吸量随着溶液pH的增大而增大,在一定pH范围内铜离子能减少土壤上SMZ的解吸;镉离子对SMZ在土壤吸附量的影响比铜离子小。表面活性剂的复合污染也影响磺胺类在土壤上的吸附,CTAB、SDS和Tween80在低浓度时磺胺类的吸附量减小,高浓度时磺胺类的吸附量逐渐增大。为了探究磺胺类抗生素在蔬菜中的蓄积特性和代谢产物,通过盆栽实验研究了土壤中3种磺胺类抗生素在青菜中的蓄积及影响因素,通过水培实验研究了 2种磺胺类在青菜中的代谢产物。结果表明,SMZ和SMX 比 SDZ更容易在青菜中蓄积,青菜对SMZ的吸收蓄积量随着土壤中SMZ初始浓度的增大而增大。与单一磺胺类污染相比,3种磺胺类的复合污染下土壤中磺胺类残留浓度降低速度慢,磺胺类在青菜中的蓄积增多,土壤中细菌等微生物的显着减少可能是主要原因。CTAB和SDS两种表面活性剂均能降低土壤中SMZ在青菜中的蓄积,在实验浓度范围内,随着表面活性剂浓度的增大,青菜中SMZ的蓄积浓度也逐渐减小,表面活性剂促进了上层根际土壤中的SMZ随着灌溉水向下迁移导致蔬菜根际土壤中SMZ浓度的降低可能是青菜中SMZ蓄积减小的主要原因。SMZ和SMX被青菜吸收后,在根、茎、叶中均检测到乙酰化代谢产物N4-SMZ和N4-SMX,且两种磺胺类在根部乙酰化代谢产物的浓度均显着高于茎和叶,因此,根部可能是磺胺类抗生素在蔬菜中代谢的主要部位。
二、珠三角市售消毒牛奶抗生素残留的检测（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、珠三角市售消毒牛奶抗生素残留的检测（论文提纲范文）
（1）我国市售消毒奶中抗生素残留的流行病学分析及检测方法的系统评价（论文提纲范文）
| 1 资料与方法 |
| 1.1 文献来源与检索 |
| 1.2 文献的纳入排除标准 |
| 1.3 数据提取 |
| 1.4 文献质量评价 |
| 1.5 资料分析方法 |
| 2 结果 |
| 2.1 文献检索结果 |
| 2.2 文献质量评价结果 |
| 2.3 纳入研究的基本特征 |
| 2.4 残留的流行病学分析 |
| 2.5 检测方法与技术 |
| 3 讨论与建议 |
（2）有机蔬菜中抗生素残留检测研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究背景和意义 |
| 1.2 抗生素和有机蔬菜 |
| 1.2.1 抗生素 |
| 1.2.2 抗生素残留的危害 |
| 1.2.3 抗生素使用的国内外现状 |
| 1.2.4 有机蔬菜的概念及优点 |
| 1.2.5 有机蔬菜的肥料使用 |
| 1.3 抗生素残留检测的前处理方法 |
| 1.3.1 液液提取法 |
| 1.3.2 液相微萃取 |
| 1.3.3 震荡法 |
| 1.3.4 索氏萃取法 |
| 1.3.5 超声波萃取法 |
| 1.3.6 加速溶剂萃取法 |
| 1.3.7 微波辅助提取法 |
| 1.3.8 超临界流体萃取法 |
| 1.3.9 固相萃取法 |
| 1.3.10 固相微萃取法 |
| 1.3.11 基质固相分散提取法 |
| 1.3.12 QuEChERS方法 |
| 1.4 抗生素残留的检测方法 |
| 1.4.1 色谱法 |
| 1.4.2 色谱-质谱联用技术 |
| 1.4.3 免疫分析法 |
| 1.4.4 酶抑制法 |
| 1.4.5 毛细管电泳 |
| 1.4.6 生物传感器 |
| 1.5 有机蔬菜中抗生素残留检测的国内外研究动态 |
| 1.6 本论文研究的主要内容 |
| 第2章 QuEChERS前处理方法优化 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 材料与试剂 |
| 2.2.2 标准溶液的配制 |
| 2.3 样品前处理条件的优化 |
| 2.3.1 提取液的选择和优化 |
| 2.3.2 净化剂的选择和优化 |
| 2.3.3 基质效应的评价 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 抗生素残留的检测方法 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 仪器与设备 |
| 3.2.2 标准溶液的配制 |
| 3.3 检测方法的优化 |
| 3.3.1 色谱条件的优化 |
| 3.3.2 质谱条件的优化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 有机蔬菜中抗生素残留检测实验 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 样品前处理 |
| 4.2.2 液相色谱条件 |
| 4.2.3 质谱条件 |
| 4.3 方法评价 |
| 4.3.1 线性关系及检出限 |
| 4.3.2 回收率与精密度 |
| 4.4 实际样品检测 |
| 4.5 实验结果分析 |
| 4.5.1 三类抗生素结果比较 |
| 4.5.2 三类基质中抗生素回收率比较 |
| 4.5.3 抽查样品检测结果分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
（3）广东主要入海河流及水生生物中PPCPs分布特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义与目的 |
| 1.2 环境中PPCPs的种类与使用、浓度水平与检测方法 |
| 1.2.1 环境中PPCPs的来源 |
| 1.2.2 环境中PPCPs的种类和使用 |
| 1.2.3 环境中PPCPs的检出与浓度 |
| 1.2.4 环境中PPCPs的排泄途径 |
| 1.3 环境中PPCPs的生态毒性和生物累积/放大/积累 |
| 1.3.1 PPCPs的生态毒性 |
| 1.3.2 PPCPs的生物累积/放大/积累 |
| 1.4 PPCPs的生态风险评价与生物富集系数 |
| 1.4.1 PPCPs的生态风险评价方法 |
| 1.4.2 PPCPs的生物富集系数计算 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况与样点布设 |
| 2.1.1 潮汕地区研究区概况与样点布设 |
| 2.1.2 珠三角地区研究区概况与样点布设 |
| 2.2 主要研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 2.4 样品采集与处理 |
| 2.4.1 采样器具 |
| 2.4.2 样品采集与保存 |
| 2.4.3 样品前处理 |
| 2.5 PPCPs的实验分析方法 |
| 2.5.1 目标PPCPs |
| 2.5.2 试剂与仪器 |
| 2.5.3 实验方法与定量分析 |
| 2.5.4 HPLC-MS-MS参数 |
| 2.5.5 质量控制与保证 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 潮汕地区PPCPs的赋存与空间分布 |
| 3.1.1 PPCPs的含量 |
| 3.1.1.1 河流表层水体中PPCPs的含量 |
| 3.1.1.2 生物中PPCPs的含量 |
| 3.1.2 PPCPs的空间分布特征 |
| 3.1.2.1 表层水体中PPCPs的空间分布特征 |
| 3.1.2.2 生物中PPCPs的空间分布特征 |
| 3.1.3 生物浓缩系数(BCF) |
| 3.1.4 生态风险评价 |
| 3.2 珠江三角洲PPCPs的赋存与空间分布 |
| 3.2.1 PPCPs的含量 |
| 3.2.1.1 河流表层水体中PPCPs的含量 |
| 3.2.1.2 生物中PPCPs的含量 |
| 3.2.2 PPCPs的空间分布特征 |
| 3.2.2.1 表层水体中PPCPs的空间分布特征 |
| 3.2.2.2 生物中PPCPs的空间分布特征 |
| 3.2.3 生物浓缩系数(BCF) |
| 3.2.4 生态风险评价 |
| 4 讨论 |
| 4.1 潮汕地区与珠江三角洲地区PPCPs的比较 |
| 4.1.1 潮汕地区与珠江三角洲地区河流中PPCPs的比较 |
| 4.1.2 潮汕地区与珠江三角洲地区河流生物中PPCPs的比较 |
| 4.2 潮汕与珠三角生物中PPCPs的生物累积效应 |
| 4.3 潮汕与珠三角河流中PPCPs的潜在生态风险 |
| 4.4 与全球其他地区PPCPs的比较 |
| 5 结论 |
| 6 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间完成的科研成果与参与项目 |
| 致谢 |
（4）北京市售食品重金属含量特征与健康风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 相关概念与定义 |
| 1.2 研究背景与研究意义 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 食品重金属含量检测 |
| 1.3.2 食品安全风险评估 |
| 1.4 科学问题的提出 |
| 1.5 研究思路与技术路线 |
| 1.6 论文创新点 |
| 1.7 论文完成工作量 |
| 2 样品采集与分析方法 |
| 2.1 采样地点 |
| 2.2 食物消费数据 |
| 2.3 样品分类 |
| 2.4 样品预处理与分析 |
| 2.4.1 试剂与仪器 |
| 2.4.1.1 试剂 |
| 2.4.1.2 仪器 |
| 2.4.2 试剂配制 |
| 2.4.2.1 2%HNO_3 的配制 |
| 2.4.2.2 基体改进剂的配制 |
| 2.4.2.3 Cd、Cr、Pb混合标准工作液的配制 |
| 2.4.2.4 Ni标准工作液的配制 |
| 2.4.2.5 Cu标准工作液的配制 |
| 2.4.2.6 Ca、K、Mg、Na混合标准工作液的配制 |
| 2.4.2.7 多元素混合标准工作液的配制 |
| 2.4.3 样品消化 |
| 2.4.4 仪器分析 |
| 2.4.4.1 电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES) |
| 2.4.4.2 石墨炉原子吸收光谱仪(GF-AAS) |
| 2.4.4.3 火焰原子吸收光谱仪(F-AAS) |
| 2.4.5 质量控制 |
| 2.4.5.1 膳食结构数据来源 |
| 2.4.5.2 实验用器皿 |
| 2.4.5.3 试样制备 |
| 2.4.5.4 质控方式 |
| 2.5 数据处理方法 |
| 2.6 食品中污染元素的选取依据及其评价方法 |
| 2.6.1 食品中重金属元素检测的选取依据 |
| 2.6.2 食品重金属含量及超标率的计算方法 |
| 2.6.3 食品重金属污染评价方法 |
| 2.7 食品安全风险评估方法 |
| 2.7.1 膳食暴露评估方法 |
| 2.7.2 安全风险评估方法 |
| 2.7.2.1 非致癌风险暴露评估方法 |
| 2.7.2.2 致癌风险暴露评估方法 |
| 3 北京地区市售食品重金属元素含量特征 |
| 3.1 食品中重金属含量与超标情况 |
| 3.1.1 食品中重金属含量情况 |
| 3.1.2 食品中重金属含量超标情况 |
| 3.1.3 食品中重金属污染情况 |
| 3.2 食品中重金属元素含量特征 |
| 3.2.1 谷类食品重金属元素含量特征 |
| 3.2.2 蔬菜类食品重金属元素含量特征 |
| 3.2.3 水果类食品重金属元素含量特征 |
| 3.2.4 豆类与干果类食品重金属元素含量特征 |
| 3.3 初级农产品重金属含量的环境地球化学分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 北京市居民膳食结构变化浅析 |
| 4.1 1982 -2017 年中国居民膳食结构变化 |
| 4.2 2004 -2017 年北京地区居民膳食结构变化 |
| 5 北京市居民重金属膳食摄入风险评价 |
| 5.1 危害识别和危害特征描述 |
| 5.2 膳食暴露评估 |
| 5.3 安全风险评估 |
| 5.3.1 非致癌风险评估 |
| 5.3.2 致癌风险评估 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论 |
| 7 存在问题与未来研究方向 |
| 8 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（5）分子印迹光子晶体传感器的制备及检测应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 光子晶体概述 |
| 1.2 蛋白石与反蛋白石结构的光子晶体 |
| 1.3 响应性光子晶体 |
| 1.4 分子印迹技术概述 |
| 1.5 分子印迹聚合物的制备方法 |
| 1.5.1 本体聚合 |
| 1.5.2 沉淀聚合 |
| 1.5.3 悬浮聚合 |
| 1.5.4 乳液聚合 |
| 1.5.5 原位聚合 |
| 1.6 分子印迹聚合物识别性能的影响因素 |
| 1.6.1 功能单体 |
| 1.6.2 交联剂 |
| 1.6.3 溶剂 |
| 1.6.4 引发剂和引发方式 |
| 1.6.5 洗脱液 |
| 1.7 响应性光子晶体与分子印迹技术的联用 |
| 1.8 分子印迹光子晶体拟需要解决的问题 |
| 1.9 研究目的、意义及研究内容 |
| 1.9.1 研究目的 |
| 1.9.2 研究意义 |
| 1.9.3 技术路线与研究内容 |
| 第二章 SiO_2 微球的合成及其光子晶体的制备与表征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2.2 合成单分散SiO_2 微球 |
| 2.2.3 SiO_2 光子晶体的制备 |
| 2.2.4 样品表征 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 TEOS与氨水用量对SiO_2 微球的影响 |
| 2.3.2 硅球粒径对光子晶体衍射峰及结构色的影响 |
| 2.3.3 SiO_2 光子晶体衍射峰波长实际值与理论值的对比 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 PS微球的合成及其光子晶体的制备与表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂及仪器 |
| 3.2.2 单分散PS微球的制备 |
| 3.2.3 PS光子晶体的制备 |
| 3.2.4 样品表征 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 合成方法对PS微球粒径的影响 |
| 3.3.2 乳化剂用量对PS微球粒径的影响 |
| 3.3.3 苯乙烯用量对PS微球粒径的影响 |
| 3.3.4 加料方式对PS微球粒径的影响 |
| 3.3.5 合成时间对PS微球粒径的影响 |
| 3.3.6 PS光子晶体的制备 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 恩诺沙星反蛋白石MIPC传感器的制备及分子印迹体系的优化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂与仪器 |
| 4.2.2 恩诺沙星分子印迹光子晶体的制备与表征 |
| 4.2.3 分子印迹体系的优化 |
| 4.2.4 MIPC对恩诺沙星的识别性能探究 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 分子印迹体系的优化 |
| 4.3.2 恩诺沙星MIPC的形貌表征 |
| 4.3.3 恩诺沙星MIPC的识别性能 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 鱼用麻醉剂光子晶体传感器的制备及应用研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂与仪器 |
| 5.2.2 苯佐卡因光子晶体传感器的制备与表征 |
| 5.2.3 苯佐卡因光子晶体传感器吸附性能的优化及探究 |
| 5.2.4 实际样品的测定及方法对比 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 苯佐卡因光子晶体传感器吸附性能的优化及探究 |
| 5.3.2 实际样品的测定及方法对比 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 论文发表情况 |
| 致谢 |
（6）兽药强力霉素（Doxycycline）的环境污染及安全性评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 部分缩写的中英文对照 |
| 引言 |
| 第一篇 文献综述 |
| 1 兽药抗生素的使用 |
| 2 兽药在动物产品中的管理 |
| 2.1 国际食品法典委员会(CAC)对动物产品中兽药抗生素的管理 |
| 2.2 欧盟对动物产品中兽药抗生素的管理 |
| 2.3 美国和日本等国对动物产品中兽药抗生素的管理 |
| 2.4 我国对动物产品中兽药抗生素的管理 |
| 3 兽药抗生素在动物排泄物中的残留和管理 |
| 3.1 饲用抗生素的排泄和在畜禽排泄物中的残留 |
| 3.2 环境中抗生素药物的种类及来源 |
| 3.3 畜禽排泄物中兽药的管理 |
| 4 兽药抗生素的环境暴露和环境行为 |
| 4.1 药物在环境中的吸附和迁移 |
| 4.2 药物在环境中的降解 |
| 4.3 影响畜禽排泄物中兽药降解的因素 |
| 4.4 环境中药物之间的相互作用 |
| 5 兽药抗生素环境降解及对生态环境的影响 |
| 5.1 药物对环境生态系统的影响 |
| 5.2 药物对水生生物的影响 |
| 5.3 药物对土壤微生物的影响 |
| 5.4 药物对土壤过程的影响 |
| 5.5 对植物生长发育的影响 |
| 5.6 诱发和传播药物耐药菌 |
| 6 我国兽药的安全评价体系 |
| 6.1 我国兽药的临床安全评价 |
| 6.2 我国兽药的环境安全评价 |
| 6.3 我国兽药的安全评价体系展望 |
| 7 强力霉素研究进展概述 |
| 7.1 强力霉素的理化性质 |
| 7.2 强力霉素的抗菌谱和抑菌机理 |
| 7.3 强力霉素的体内吸收代谢 |
| 7.4 强力霉素的应用 |
| 7.5 强力霉素的残留与环境污染 |
| 7.6 强力霉素的毒性效应 |
| 7.7 本研究的目的意义和内容 |
| 参考文献 |
| 第二篇 试验研究 |
| 第一章 养殖场及产地环境土壤中典型兽药污染特征研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂和仪器 |
| 1.2 样品采集 |
| 1.3 样品处理和测定 |
| 1.4 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 养殖场种植区土壤中兽药残留污染 |
| 2.2 养殖场种植区土壤中典型四环素类抗生素残留污染的长期监测 |
| 2.3 养殖场和基地土壤中典型四环素类抗生素残留的差异 |
| 2.4 施用不同动物品种粪肥对养殖场土壤中典型四环素类抗生素残留的影响 |
| 3 讨论 |
| 4 小结 |
| 第二章 养殖场畜禽粪便与污水中强力霉素、四环素、土霉素和金霉素的污染特征研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂和仪器 |
| 1.2 样品采集 |
| 1.3 样品处理和测定 |
| 1.4 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 畜禽粪便中强力霉素残留 |
| 2.2 养殖场污水中强力霉素残留 |
| 2.3 不同动物品种对强力霉素残留的影响 |
| 3 讨论 |
| 4 小结 |
| 第三章 强力霉素残留检测方法建立 |
| 试验一 养殖污水中强力霉素残留高效液相色谱测定方法的建立 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 主要药品与试剂 |
| 1.2 主要仪器 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.4 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 标准曲线和线性范围 |
| 2.2 色谱图和保留时间 |
| 2.3 样品添加回收率和检测限 |
| 2.4 方法应用 |
| 3 讨论 |
| 3.1 流动相的优化 |
| 3.2 处理条件的优化 |
| 3.3 净化条件的优化 |
| 4 小结 |
| 试验二 粪便和叶菜中强力霉素残留的固相萃取液质联用检测方法的建立 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 主要药品与试剂 |
| 1.2 主要仪器 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.4 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 方法的线性关系 |
| 2.2 质谱图和保留时间 |
| 2.3 方法的准确度、精密度和检测限 |
| 2.4 方法应用 |
| 3 讨论 |
| 3.1 色谱分析条件优化 |
| 3.2 质谱分析条件优化 |
| 3.3 样品前处理条件优化 |
| 4 小结 |
| 第四章 强力霉素在鸡粪中降解动态和影响因素研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试粪便 |
| 1.2 试剂与仪器 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.4 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 强力霉素在鸡粪中的降解动态研究 |
| 2.2 光照和微生物活动对鸡粪中强力霉素降解的影响 |
| 3 讨论 |
| 4 小结 |
| 第五章 强力霉素在鸡粪上的吸附特征研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂和仪器 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.3 统计分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 鸡粪中强力霉素的吸附动力曲线 |
| 2.2 鸡粪中强力霉素吸附等温曲线 |
| 2.3 鸡粪中强力霉素的解吸附等温曲线 |
| 2.4 pH和离子对强力霉素在鸡粪中解吸行为的影响 |
| 3 讨论 |
| 4 小结 |
| 第六章 水培叶菜对强力霉素的吸收与累积特征研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 供试蔬菜 |
| 1.2 试剂与仪器 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.4 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 水培叶菜对强力霉素吸收转移 |
| 2.2 不同处理时间下培养液中强力霉素浓度的变化 |
| 2.3 水培叶菜对强力霉素富集系数 |
| 3 讨论 |
| 4 小结 |
| 第七章 强力霉素暴露对小鼠睾丸间质细胞活力和毒性效应研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 主要试剂和仪器 |
| 1.2 测定指标和方法 |
| 1.3 统计分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 强力霉素对mLTC-1细胞活力及细胞凋亡的影响 |
| 2.2 强力霉素对mLTC-1细胞黄体酮产生通路的影响 |
| 2.3 强力霉素对MLTC-1细胞中StAR、P450scc、3β-HSD基因表达的影响 |
| 2.4 强力霉素对mLTC-1细胞线粒体功能的影响 |
| 2.5 强力霉素对mLTC-1细胞中上调蛋白的影响 |
| 3 讨论 |
| 4 小结 |
| 参考文献 |
| 全文结论 |
| 研究创新点 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的论文 |
（7）生物质材料固定化微生物及其降解土壤中磺胺类抗生素的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 抗生素的污染现状及危害 |
| 1.1.1 抗生素污染现状 |
| 1.1.2 抗生素污染危害 |
| 1.2 磺胺类药物的性质和危害 |
| 1.2.1 磺胺类药物的性质 |
| 1.2.2 磺胺类药物的危害 |
| 1.2.3 环境中磺胺类抗生素的降解研究 |
| 1.3 固定化微生物技术修复土壤磺胺类抗生素污染 |
| 1.3.1 固定化微生物修复土壤磺胺类抗生素污染 |
| 1.3.2 固定化微生物筛选 |
| 1.3.3 固定化载体的选择 |
| 1.4 本文拟研究的内容与意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 主要仪器和试剂 |
| 2.2 培养基 |
| 2.3 猪粪样品的采集与处理 |
| 2.4 土壤中磺胺甲恶唑降解菌和磺胺嘧啶降解菌的筛选及初步鉴定 |
| 2.4.1 容器灭菌 |
| 2.4.2 菌种的富集及驯化 |
| 2.4.3 磺胺甲恶唑降解菌和磺胺嘧啶降解菌的分离和纯化 |
| 2.4.4 磺胺类抗生素降解菌的初步鉴定 |
| 2.4.4.1 菌落形态特征 |
| 2.4.4.2 革兰氏染色法 |
| 2.4.4.3 菌株的生理生化法鉴定 |
| 2.4.5 磺胺类抗生素降解菌的 16S r DNA鉴定 |
| 2.5 供试土壤 |
| 2.5.1 供试土壤的来源及理化性质分析 |
| 2.5.2 污染土壤的制备 |
| 2.6 菌株生长曲线的测定 |
| 2.6.1 真菌生长曲线的测定 |
| 2.6.2 细菌生长曲线的测定 |
| 2.7 菌株生物量的测定 |
| 2.7.1 梯度稀释 |
| 2.7.2 加样及培养 |
| 2.7.3 菌落计数 |
| 2.8 生物质材料载体的筛选 |
| 2.9 菌悬液的制备 |
| 2.10 游离微生物和固定化微生物降解土壤中磺胺类抗生素及优势菌的选择 |
| 2.11 固定化微生物降解土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶的实验 |
| 2.11.1 加菌量对降解土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶降解率的影响 |
| 2.11.2 土壤微生物对降解土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶降解率的影响 |
| 2.11.3 温度对降解土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶降解率的影响 |
| 2.11.4 p H对降解土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶降解率的影响 |
| 2.11.5 重金属离子Pb~(2+)和Cd~(2+)对土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶降解率的影响 |
| 2.11.6 固定化单一菌和复合菌降解土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶的效果比较 |
| 2.12 磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶的液相色谱分析 |
| 2.12.1 样品预处理 |
| 2.12.2 液相色谱分析 |
| 2.12.3 磺胺甲恶唑标准曲线的测定 |
| 2.12.4 磺胺嘧啶标准曲线的测定 |
| 2.13 磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶的降解途径分析 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 磺胺降解菌的筛选和鉴定 |
| 3.1.1 磺胺降解菌的筛选 |
| 3.1.2 磺胺降解菌的鉴定 |
| 3.1.2.1 菌株的菌落形态 |
| 3.1.2.2 菌株的显微镜观察 |
| 3.1.2.3 革兰氏染色结果 |
| 3.1.2.4 菌株的生理化学鉴定结果 |
| 3.1.2.5 16SrDNA鉴定 |
| 3.2 菌株的生长曲线 |
| 3.3 菌株的生物量 |
| 3.4 磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶的标准曲线 |
| 3.4.1 磺胺甲恶唑的标准曲线 |
| 3.4.2 磺胺嘧啶的标准曲线 |
| 3.5 生物质材料固定化磺胺降解菌体系的构建 |
| 3.5.1 最佳生物质材料的筛选 |
| 3.5.2 游离微生物和固定化微生物降解比较及优势菌的筛选 |
| 3.6 生物质材料固定化微生物降解土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶 |
| 3.6.1 菌投加量对土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶降解率的影响 |
| 3.6.2 土壤微生物对土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶降解率的影响 |
| 3.6.3 温度对土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶降解率的影响 |
| 3.6.4 p H对土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶降解率的影响 |
| 3.6.5 重金属离子Pb~(2+)和Cd~(2+)对土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶降解率的影响 |
| 3.7 固定化单一菌和复合菌降解土壤中磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶的效果比较 |
| 3.8 磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶的降解途径分析 |
| 4 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士学位期间发表论文情况 |
（8）强力霉素单克隆抗体的制备及其快速检测试剂条的研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 我国水产养殖现状 |
| 1.1.1 我国水产养殖现状 |
| 1.1.2 我国渔药使用现状 |
| 1.1.3 引起渔药残留的原因 |
| 1.2 渔药残留的危害 |
| 1.2.1 渔药残留对动物体及环境的危害 |
| 1.2.2 渔药残留对人体的危害 |
| 1.3 渔药残留的检测方法 |
| 1.3.1 微生物检测方法 |
| 1.3.2 色质谱检测方法 |
| 1.3.3 免疫分析检测法 |
| 1.4 强力霉素概述 |
| 1.5 单克隆抗体技术 |
| 1.6 本文研究目的及意义 |
| 第2章 强力霉素人工抗原的制备及鉴定 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 药品 |
| 2.1.2 缓冲液配制 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 戊二醛法（GA）合成强力霉素人工抗原 |
| 2.2.2 人工完全抗原的鉴定 |
| 2.2.2.1 人工完全抗原蛋白浓度测定 |
| 2.2.2.2 紫外分光光度法（UV法） |
| 2.2.2.3 SDS-PAGE电泳法检测 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 人工完全抗原的浓度 |
| 2.3.2 紫外扫描及SDS-PAGE电泳图谱 |
| 2.4 结果分析与讨论 |
| 2.4.1 偶联蛋白的选择 |
| 2.4.2 人工完全抗原鉴定分析 |
| 第3章 强力霉素人工抗原免疫原性的评价 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 实验材料及药品 |
| 3.1.2 缓冲液配制 |
| 3.1.3 实验仪器 |
| 3.1.4 实验动物 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 小鼠免疫方法 |
| 3.2.2 血清抗体效价的测定 |
| 3.2.3 多抗血清特异性的检测 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 血清抗体效价的测定结果 |
| 3.3.2 多抗血清特异性的检测结果 |
| 3.4 实验结果分析与讨论 |
| 3.4.1 免疫方法对抗体效价的影响分析 |
| 3.4.2 多抗血清特异性检测分析 |
| 第4章 制备与筛选杂交瘤细胞 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 实验材料及药品 |
| 4.1.2 溶液配制 |
| 4.1.3 实验仪器 |
| 4.1.4 实验动物 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 SP2/0 的复苏 |
| 4.2.2 SP2/0 扩大培养. |
| 4.2.3 细胞融合 |
| 4.2.4 杂交瘤细胞的培养及阳性筛选 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 细胞融合结果及融合率 |
| 4.3.2 杂交瘤细胞阳性孔的筛选 |
| 4.4 实验结果分析与讨论 |
| 4.4.1 培养状态良好的骨髓瘤细胞 |
| 4.4.2 细胞融合方法的选择 |
| 第5章 杂交瘤细胞的克隆及单克隆抗体的制备 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 实验材料及药品 |
| 5.1.2 溶液配制 |
| 5.1.3 实验仪器 |
| 5.1.4 实验动物 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 杂交瘤细胞的克隆 |
| 5.2.2 单抗细胞的筛选 |
| 5.2.3 单抗的制备 |
| 5.2.4 单抗的纯化 |
| 5.2.5 单克隆抗体交叉实验 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 单克隆抗体细胞的筛选 |
| 5.3.2 单克隆抗体纯化后浓度 |
| 5.3.3 交叉实验结果 |
| 5.4 实验结果讨论与分析 |
| 5.4.1 筛选克隆细胞 |
| 5.4.2 克隆细胞的扩大培养 |
| 5.4.3 单克隆抗体的制备及纯化 |
| 5.4.4 特异性检测及交叉实验结果分析 |
| 第6章 强力霉素快速检测试剂条的制备 |
| 6.1 实验材料. |
| 6.1.1 实验药品 |
| 6.1.2 实验试剂配制 |
| 6.1.3 实验仪器 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.2.1 制备胶体金 |
| 6.2.2 单克隆抗体胶体金的标记 |
| 6.2.3 金标抗体最佳工作浓度的确定 |
| 6.2.4 试剂条最低检测限确定 |
| 6.2.5 胶体金试剂条的制备 |
| 6.3 实验结果 |
| 6.3.1 制备胶体金结果 |
| 6.3.2 胶体金最佳标记量 |
| 6.3.3 试剂盒最低检测量 |
| 6.3.4 试剂条制备结果 |
| 6.3.5 试剂条最低检测限结果 |
| 6.4 实验结果分析与讨论 |
| 6.4.1 胶体金制备 |
| 6.4.2 胶体金最佳标记量及最佳工作浓度 |
| 6.4.3 试剂条检测结果分析 |
| 第7章 实验结论 |
| 参考文献 |
| 附录A |
| 实验主要药品 |
| 缓冲液配制 |
| 实验仪器 |
| 作者简历 |
（9）施加畜禽粪肥对蔬菜中抗生素抗性内生细菌的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 后抗生素时代 |
| 1.1.1 抗生素的概念 |
| 1.1.2 抗生素的种类 |
| 1.2 畜禽养殖业中抗生素使用现状 |
| 1.2.1 抗生素在畜禽养殖中的滥用 |
| 1.2.2 畜禽粪便中的抗生素残留 |
| 1.2.3 畜禽粪便中抗生素耐药菌的产生 |
| 1.3 施加畜禽粪肥对农田土壤的影响 |
| 1.3.1 施肥土壤中的抗生素残留 |
| 1.3.2 施加畜禽粪肥对土壤微生态结构的影响 |
| 1.3.3 施加畜禽粪肥导致土壤中抗生素抗性基因污染 |
| 1.4 施加畜禽粪肥对植物生长的影响 |
| 1.4.1 植物对抗生素残留的吸附 |
| 1.4.2 施加畜禽粪肥对植物内生菌的影响 |
| 1.4.3 抗生素污染的农作物对人类健康的影响 |
| 1.5 本研究的目的与意义 |
| 第二章 大田蔬菜中抗生素抗性内生细菌的研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 药品 |
| 2.2.2 培养基 |
| 2.2.3 主要仪器 |
| 2.2.4 样品的采集 |
| 2.2.5 蔬菜样品的预处理 |
| 2.2.6 蔬菜中可培养内生细菌总数的计数 |
| 2.2.7 蔬菜中抗生素抗性内生细菌的计数 |
| 2.2.8 蔬菜中多重抗生素抗性内生细菌的鉴定 |
| 2.2.9 技术路线 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 农田蔬菜中总内生细菌和抗生素抗性内生细菌的丰度 |
| 2.3.2 农田蔬菜中抗生素抗性内生细菌的比例及分布 |
| 2.3.3 农田蔬菜中多重抗生素抗性内生细菌的多样性 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 施加粪肥对土壤——蔬菜系统中抗生素抗性细菌丰度及分布的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 药品及试剂 |
| 3.2.2 培养基 |
| 3.2.3 盆栽土壤 |
| 3.2.4 蔬菜 |
| 3.2.5 粪肥 |
| 3.2.6 有机肥 |
| 3.2.7 多抗菌群 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 盆栽实验处理方案 |
| 3.3.2 蔬菜的栽种与取样 |
| 3.3.3 盆栽实验技术路线 |
| 3.3.4 粪肥和商品有机肥中总细菌和抗生素抗性细菌的计数 |
| 3.3.5 土壤中总细菌和抗生素抗性细菌的计数 |
| 3.3.6 蔬菜样品根茎叶各部分中总内生菌和抗生素抗性内生细菌的计数 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 栽种前粪肥和土壤中抗生素抗性细菌的丰度及比例 |
| 3.4.2 盆栽蔬菜中抗生素抗性内生细菌的丰度及比例 |
| 3.4.3 蔬菜收获后土壤中抗生素抗性细菌的丰度及比例 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 施加粪肥对土壤——蔬菜系统中多重抗生素抗性细菌群落结构的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料 |
| 4.2.2 盆栽实验中多重抗生素抗性细菌的鉴定 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 盆栽空白组栽种前后土壤及蔬菜中多重抗生素抗性细菌多样性 |
| 4.3.2 盆栽施加鸡粪组栽种前后土壤及蔬菜中多重抗生素抗性细菌的多样性 |
| 4.3.3 盆栽施用商品有机肥组栽种前后土壤及蔬菜中多重抗生素抗性细菌的多样性 |
| 4.3.4 盆栽施加多抗菌组蔬菜及栽种后土壤中多重抗生素抗性细菌的多样性 |
| 4.3.5 不同施肥处理组中多重抗生素抗性细菌群落结构的比较分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（10）典型磺胺类抗生素在土壤—蔬菜系统中的环境行为研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 本论文的特色和创新之处 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 磺胺类抗生素及其应用 |
| 1.1.1 抗生素简介 |
| 1.1.2 磺胺类抗生素简介 |
| 1.1.3 磺胺类抗生素的应用 |
| 1.2 磺胺类抗生素的污染概况 |
| 1.2.1 动物粪便中磺胺类药物的残留污染 |
| 1.2.2 水污染概况 |
| 1.2.3 土壤污染概况 |
| 1.3 磺胺类抗生素的生态毒理效应 |
| 1.3.1 对人和动物的毒性 |
| 1.3.2 细菌的耐药性增强及诱导抗性基因的产生 |
| 1.3.3 对植物生长发育的影响 |
| 1.3.4 对土壤微生物群落结构和土壤功能的影响 |
| 1.4 土壤中磺胺类抗生素的环境行为研究进展 |
| 1.4.1 吸附和解吸 |
| 1.4.2 降解 |
| 1.4.3 迁移 |
| 1.5 本论文的研究思路 |
| 参考文献 |
| 第二章 蔬菜及土壤中3种磺胺类抗生素污染调查 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.2 采样 |
| 2.2.3 蔬菜中磺胺类测定方法 |
| 2.2.4 土壤中磺胺类测定方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 蔬菜中磺胺类测定方法的建立 |
| 2.3.2 蔬菜中3种磺胺类抗生素含量 |
| 2.3.3 SMZ在蔬菜中不同部位的分布 |
| 2.4 菜地土壤中3种磺胺类抗生素残留调查 |
| 2.5 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 3种磺胺类抗生素在土壤中的吸附行为 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 供试土壤 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 结果计算 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 三种土壤对SMZ的吸附等温线 |
| 3.3.2 三种磺胺类抗生素在黄棕壤上的吸附 |
| 3.3.3 离子强度对磺胺二甲嘧啶在红壤上吸附的影响 |
| 3.3.4 不同pH下重金属复合污染对磺胺类吸附—解吸的影响 |
| 3.3.5 表面活性剂对磺胺类抗生素在土壤中吸附的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 磺胺类抗生素在青菜中的蓄积与代谢 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂与仪器 |
| 4.2.2 供试材料 |
| 4.2.3 盆栽和水培试验方法 |
| 4.2.4 蔬菜和土壤中磺胺类药物残留分析方法 |
| 4.2.5 土壤中微生物碳量的测定 |
| 4.2.6 土壤中微生物数量的测定 |
| 4.2.7 蔬菜中两种磺胺类抗生素代谢产物的测定 |
| 4.2.8 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 土壤中3种磺胺类药物在青菜中蓄积动态 |
| 4.3.2 土壤中SMZ的初始浓度对其在青菜中蓄积的影响 |
| 4.3.3 土壤中磺胺类复合污染对青菜蓄积磺胺类的影响 |
| 4.3.4 表面活性剂污染下土壤中SMZ在青菜中的蓄积 |
| 4.3.5 两种磺胺类抗生素在青菜中的代谢 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 研究结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 已有研究成果 |
| 致谢 |
四、珠三角市售消毒牛奶抗生素残留的检测（论文参考文献）
- [1]我国市售消毒奶中抗生素残留的流行病学分析及检测方法的系统评价[J]. 刘雨婷,陈麒,李育平,章钰莹,卢光玉. 现代预防医学, 2021(10)
- [2]有机蔬菜中抗生素残留检测研究[D]. 李萧萧. 燕山大学, 2020(01)
- [3]广东主要入海河流及水生生物中PPCPs分布特征[D]. 秀措. 云南大学, 2020(08)
- [4]北京市售食品重金属含量特征与健康风险评估[D]. 魏军晓. 中国地质大学(北京), 2019(02)
- [5]分子印迹光子晶体传感器的制备及检测应用[D]. 陈诗丽. 广州大学, 2019(01)
- [6]兽药强力霉素（Doxycycline）的环境污染及安全性评价研究[D]. 魏瑞成. 南京农业大学, 2017(07)
- [7]生物质材料固定化微生物及其降解土壤中磺胺类抗生素的研究[D]. 胡慧敏. 华南农业大学, 2017(08)
- [8]强力霉素单克隆抗体的制备及其快速检测试剂条的研究[D]. 李楠. 鲁东大学, 2016(08)
- [9]施加畜禽粪肥对蔬菜中抗生素抗性内生细菌的影响[D]. 郭玉晖. 河南师范大学, 2015(02)
- [10]典型磺胺类抗生素在土壤—蔬菜系统中的环境行为研究[D]. 李学德. 南京大学, 2015(01)