一、滇池水体中微囊藻毒素的研究（论文文献综述）
葛思敏[1]（2021）在《重点湖泊微囊藻毒素时空分布特征及综合健康风险评估》文中提出随着工农业生产的发展,水体富营养化现象日益严重,导致蓝藻水华出现,而蓝藻水华能释放藻毒素等次级代谢产物,对人体和其他生物造成危害,引起人们的高度重视。研究建立环境水体中多种、痕量微囊藻毒素（MCs）的快速检测方法,对分析MCs在我国重点流域重点湖泊水体中的时空变化特征,识别影响MCs在水体中分布的环境因素,探究MCs的污染特征及环境风险,并采取有效控制措施具有重要的意义。首先,本研究选择超高效液相色谱串联质谱法,建立了能同时分析环境水样中 8 种 MCs（MC-RR,-LR,-YR,-WR,-LA,-LF,-LY,-LW）的在线固相萃取分析方法,该方法的回收率在70%～120%之间,8种MCs的最低检测限在0.02 ng/L～0.37ng/L之间,与目前普遍采用的高效液相色谱串联质谱法相比,只需要2 mL以亮氨酸脑啡肽为内标的环境水样进行在线固相萃取,测试用时从25 min减少为11 min,更加高效、便捷,并且灵敏度高、准确性高。选取东部平原湖区的巢湖（2020年8月～12月）、洞庭湖（2020年第3、4季度,2021年第1季度）和云贵高原的滇池（2020年8月～12月）、洱海（2020年8月～2021年3月）4大湖泊作为研究对象,通过分析MCs的浓度水平和时空分布特征发现,第3季度滇池、洱海、巢湖、洞庭湖分别有70.00%、23.08%、33.33%、0.00%的点位MCs总浓度超过1.0 μg/L,8种MCs总浓度在各点位的均值由高到低顺序为滇池（1.722 μg/L）>巢湖（1.298 μg/L）>洱海（0.673 μg/L）>洞庭湖（0.131 μg/L）,其中MC-LR占比均为最高,依次为67.31%、64.46%、60.55%、32.64%;第4季度8种MCs总浓度在各点位的均值由高到低顺序为滇池（0.323 μg/L）>洱海（0.233 μg/L）>巢湖（0.095 μg/L）>洞庭湖（0.051 μg/L）。8种MCs在云贵高原湖区的检出率范围为60.05%～99.18%,检出率最高的为MC-LR,最高检出浓度出现在8月份的滇池,浓度为6.156μg/L;在东部平原湖区的检出率范围为48.92%～95.23%,检出率最高的为MC-LR,最高浓度出现在9月份的巢湖为2.400 μg/L。滇池和洱海8种MCs总浓度峰值均出现在8月,峰值分别为4.104 μg/L和0.852 μg/L,早于巢湖和洞庭湖8种MCs浓度峰值出现的时间（巢湖9月,洞庭湖12月）,8种MCs总浓度峰值分别为2.400 μg/L和0.201 μg/L。通过对各个湖泊环境因子（温度、pH、溶解氧、氨氮、总磷、总氮、透明度、叶绿素a、藻密度、氮磷比）的相关性分析和冗余分析,得出结论,p<0.05的置信区间内,滇池MCs与氨氮（0.51）、总磷（0.35）、叶绿素a（0.39）、藻密度（0.33）和氮磷比（0.42）均有显着正相关性,与pH有显着负相关性（-0.37）;洱海MC-LA与总氮（0.72）有显着正相关性,与溶解氧（-0.63）有显着负相关性,MC-LY与总氮（0.63）、叶绿素a（0.64）呈显着正相关,MC-YR与总氮（0.64）呈显着正相关,其余4种MCs与调查的10个环境因子均不显着相关。各湖泊中6种MCs的人体健康综合风险值计算结果表明,8月滇池和9月巢湖的MCs人体健康综合风险指数处于极高风险等级,风险值分别为5.55和6.83;8月洱海和9月滇池的MCs人体健康综合风险指数处于高风险等级,风险值分别为1.31和1.05。滇池MC-RR的风险值范围为0.13～2.24,MC-LR的风险值范围为0.13～2.03,最大风险值均出现在8月;巢湖MC-RR的风险值范围为0.13～5.25,MC-LR的风险值范围为0.01～1.10,最大风险值均出现在9月。总体来说云贵高原湖区的滇池和东部平原湖区的巢湖在8、9月份MCs风险值较高,需要重点关注MC-RR和MC-LR。
袁浩[2]（2021）在《微囊藻毒素降解菌的筛选及其降解特性研究》文中指出针对近几年来藻类的泛滥,导致微囊藻毒素（MCs）逐渐成为全球性的环境污染问题,影响了人类正常的安全饮水,所以如何降解微囊藻毒素成为当务之急,选择一种简单、高效、安全、廉价的方法尤为重要。本文从爆发蓝藻的巢湖中分离筛选出一株高效降解MCs的菌株M4为研究对象,并对该菌株进行鉴定,包括其形态特征鉴定、生理生化分析以及16S r RNA序列分析,初步确定其种属分类。菌株M4为革兰氏阴性菌,甲基红试验、过氧化氢试验、明胶液化试验都为阳性,V-P试验为阴性,16S r RNA的长度为1768bp,通过进行Blast比对,降解菌M4与线虫沙雷氏菌属（Serratia nematodiphila）的同源性达到99.79%,结合形态特征、生理生化分析、16S r RNA序列分析,初步确定菌株M4为线虫沙雷氏菌属。Gen Bank登录号为MW837081。本实验所用的藻毒素MCs均为实验室自行提取,分别利用了研磨配合超声破碎法、沸水浴法、反复冻融法三种不同的方法,在100 m L的藻液中,最终分别得到的MCs的浓度为23.2 mg/L、10.4 mg/L、15.8 mg/L,通过对比最终选择了先研磨,后配合超声破碎的一种高效、易操作的提取方法。为研究降解菌株M4降解藻毒素MCs的机理,对降解菌降解MCs进行了初步的定位分析,探究菌体真正有降解活性的部位,通过分离出的胞内物质、胞外物质与原菌液分别加至含有5.8 mg/L的藻毒素MCs中。通过HPLC法检测一周后的MCs的剩余浓度来判断降解效果。结果表明,降解菌株M4原菌液与胞内物质均具有降解效果,藻毒素MCs的剩余浓度分别降为3.4 mg/L、1.2 mg/L。而降解菌株M4胞外物质中MCs剩余浓度为5.6 mg/L。由此可知,真正具有降解活性的是降解菌的胞内物质。研究了不同p H值、不同浓度的胞内物质、以及不同MCs的初始浓度等因素对降解菌株M4胞内物质降解MCs的影响。结果显示,p H8.0时降解效率达到最高,为80.1%,胞内物质的浓度在319.4 mg/L时降解率最高,为80.4%,MCs的初始浓度在8.33 mg/L时降解率最高,为82.8%。同时本研究也以MCs为唯一的碳源与氮源,通过不同的外加碳源（葡萄糖、甘油、乙醇、麦芽糖）、氮源（硝酸铵、酵母粉、尿素、氯化铵）、菌株接种量（1%、5%、10%、15%、20%）,p H（5、6、7、8、9）、MCs的初始浓度（1.45mg/L、2.9 mg/L、5.8 mg/L、11.6 mg/L、23.2 mg/L）等不同方面,考察以上因素对降解菌降解MCs的影响,并具体确定整个降解过程的最佳反应条件。结果表明,外加碳源为甘油时降解MCs的促进效果最佳,降解率达到52.5%,外加碳源为乙醇时降解率最低,为6.3%;外加氮源为硝酸铵时,降解率为49.5%;降解环境的p H在5.0-8.0时,菌株生长量与降解效率随p H升高而提高,到8.0时达到最高,降解率为50.3%;MCs的初始浓度在1.45 mg/L-11.6 mg/L,菌株生长量与降解率随着初始浓度的升高而增大,浓度达到11.6 mg/L时生长量和降解率达到最高,降解率为47.2%;当接种量在1%-10%之间时,降解率随接种量的增大而增大,10%-20%之间降解率逐渐降低,在接种量为10%时,降解率最高为48.5%。
程捷[3]（2021）在《赖氨酸芽孢杆菌Lysinibacillus fusiformis DMC-2的溶藻特性及机理的探究》文中研究说明在水生生态环境方面,有害蓝藻水华（CyanoHAB）经常引起人们的注意。由于温室效应导致全球气候变暖以及水体富营养化程度地加剧,在过去的几十年中,CyanoHAB在世界各地频繁发生,其它引起水华的因素如人为因素和流体动力因素,它们无论是单独作用还是共同作用,都可能导致突发性的蓝藻水华。有害蓝藻的大量繁殖导致水体中氧气的减少以及生物多样性的降低,破坏了水生生态系统的安全性和平衡性,并通过释放肝毒性的微囊藻毒素而影响人类健康。微生物控藻指利用细菌、真菌、病毒、原生动物和植物在内的生物制剂杀藻或抑制藻类生长与繁殖,该方法因其潜在的杀藻作用和环境友好的特性而备受关注,尽管近年来对溶藻细菌进行了较多的研究,但仍在寻求一种高效且环保的方法。我们聚焦于具有降解微囊藻毒素能力的溶藻细菌,目前对这种细菌的研究较少,但却与人类生活密切相关。在本研究中,我们筛选了一株可以降低铜绿微囊藻生物量,同时能够降解微囊藻毒素的赖氨酸芽孢杆菌DMC-2,对其溶藻特性、溶藻机制以及溶藻活性物质进行了初步地分析和探究,以期望为微囊藻水华的治理提供菌种资源和建立理论基础。主要结果如下:1.溶藻菌DMC-2的鉴定:从云南滇池夏季水华水体中分离得到一株溶藻菌,命名为DMC-2;DMC-2菌落在LB固体培养基上呈灰白色、圆形、表面光滑且边缘整齐;在光学显微镜下,菌株DMC-2形态呈杆状,菌体中有呈圆形或卵圆形的芽孢,使菌体膨大呈纺锤形。结合16S rDNA序列分析和菌株表型特征,DMC-2被鉴定为赖氨酸芽孢杆菌属,与Lysinibacillus fusiformis亲缘关系最近。2.溶藻菌DMC-2的溶藻特性:菌株DMC-2能够降低铜绿微囊藻的生物量,具有较高的溶藻活性,藻菌共培养的第6天,溶藻率就达到了86.4%。DMC-2对受测试的藻株均表现出溶藻活性,其中对铜绿微囊藻的溶藻活性较高,同时,对有害蓝藻如丝状蓝藻也表现出很好的溶藻活性,且DMC-2的溶藻活性不受藻株所产生的胞外多糖影响,对于真核藻亦能达到较高的溶藻效果。DMC-2通过释放溶藻活性物质间接作用溶藻,并在生长的对数期开始大量分泌、富集,且较低的细胞密度即较低浓度的溶藻活性物质能产生有效的溶藻效果,有利于减少现场应用中对水生生态的影响。3.溶藻菌DMC-2的溶藻机制:在扫描电镜下观察DMC-2分泌的溶藻活性物质使藻细胞由原来饱满光滑的球形变得皱缩、塌陷甚至破裂。DMC-2分泌的溶藻活性物质影响了铜绿微囊藻细胞中一些重要功能基因的表达,能有效抑制NIES-843中与藻毒素合成相关的基因的表达;光合作用系统相关基因表达水平的变化可以推断DMC-2以复杂的方式攻击NIES-843的光合作用系统并影响NIES-843的能量获取过程,导致蓝藻生物量的减少;同时铜绿微囊藻的相应修复机制被触发。DMC-2能够高效降解MC-LR,具有较高的现场应用价值。4.溶藻菌DMC-2的溶藻物质:菌株DMC-2产生的溶藻活性物质具有耐高温、耐酸碱的特性,表明产生的溶藻物质不易高温变性不是蛋白质、核酸等大分子物质;且DMC-2可能分泌了一种以上的活性物质。环己烷萃取活性导向结果最优,大量萃取富集后经过制备液相初步分离、活性验证以及一级质谱,得到三个有活性的粗分样品主成分的可能的化学式,为后期具有针对性地分离纯化奠定了基础。
王雪莹[4]（2019）在《淡水养殖池溏微囊藻毒素环境归趋的初步研究》文中研究说明池塘养殖是我国主要的水产养殖方式之一,我国淡水养殖池塘面积约为256.69万公顷,但大部分养殖池溏都出现了蓝藻水华现象。微囊藻毒素（microcystins,MCs）是由产毒蓝藻产生的一种环状七肽结构的肝毒素,MCs对水质、水生生物、细菌等微生物以及人类都有不利影响。但是目前有关MCs的环境归趋的研究仍局限于自然水体及水库中,所以为明确淡水养殖池塘中MCs环境归趋,本实验选择天津市宁河区东棘坨镇张老仁庄养殖鱼塘,于2017年5月至2017年11月期间,对养殖池溏中上覆水、悬浮物、底泥以及鲫鱼脏器中MCs进行采集和检测,平均每月采样1次,夏季蓝藻爆发期每20 d采样1次。研究结果表明:上覆水中溶解性MC-RR含量变化范围为0.606-3.763μg/L,平均含量为1.76μg/L;MC-LR的含量变化范围为0.511-1.770μg/L平均含量为0.99μg/L;溶解性的MCs含量在1.16-4.98μg/L之间,平均含量为2.75μg/L。悬浮物中MC-RR含量的变化范围为0.543-10.541μg/g DW,平均含量为4.09μg/g DW;MC-LR含量的变化范围为0.083-4.149μg/g DW,平均含量为1.99μg/g DW;MCs的含量在0.64-13.98μg/g DW范围内,平均含量为6.08μg/g DW。底泥中MC-RR的含量变化范围为0.652-3.706μg/g DW,平均含量为1.93μg/g DW;MC-LR的含量变化范围为0.422-3.975μg/g DW,平均含量为1.16μg/g DW;MCs含量的变化范围为1.280-5.900μg/g DW,平均含量为3.08μg/g DW。上覆水、悬浮物和底泥中MCs的最大含量分别出现在8月19日、10月12日和9月8日。鲫鱼肝脏中MC-RR积累量的变化范围为1.30-7.74μg/g DW,平均含量为3.44μg/g DW;MC-LR积累量的变化范围为0.31-1.02μg/g DW,平均含量为0.68μg/g DW。MCs积累量的变化范围为2.19-8.33μg/g DW,平均含量为4.12μg/g DW。MC-RR、MC-LR和MCs的积累量最大值出现在6-7月;肾脏中MC-RR积累量的变化范围为1.77-3.71μg/g DW,平均含量为2.68μg/g DW,MC-LR积累量的变化范围为0.52-2.84μg/g DW,平均含量为1.42μg/g DW。MCs积累量的变化范围为2.48-6.55μg/g DW,平均含量为4.10μg/g DW。MC-RR、MC-LR和MCs的积累量在7月积累量较大;肠道MC-RR积累量的变化范围为0.96-3.07μg/g DW,平均含量为1.71μg/g DW。MC-LR积累量的变化范围为0.41-5.22μg/g DW,平均含量为1.86μg/g DW。MCs积累量的变化范围为1.25-6.77μg/g DW,平均含量为3.57μg/g DW。MC-RR、MC-LR和MCs的积累量最大值出现在6-7月;肌肉中MC-RR积累量的变化范围为0.29-3.84μg/g DW,平均含量为1.54μg/g DW。MC-LR积累量的变化范围为0.03-6.97μg/g DW,平均含量为1.92μg/g DW,高于MC-RR积累量的平均值。MCs积累量的变化范围为0.62-10.81μg/g DW,平均含量为3.47μg/g DW。MC-RR、MC-LR和MCs的积累量最大值出现在7月。上覆水、悬浮物和鲫鱼脏器内MCs夏季平均含量较高,底泥中MCs秋季平均含量较高。基于鲫鱼肌肉中MCs含量对人们食用该池塘中的鲫鱼肌肉所产生的健康风险进行评估,结果显示人们食用出鱼期鲫鱼鱼肉存在潜在的健康风险。
舒秀波[5]（2019）在《太湖梅梁湾水体及沉积物中微囊藻毒素分布特征研究》文中研究表明自然水体中蓝藻水华暴发日趋频繁,在50%75%的蓝藻水华水体中能够检测出微囊藻毒素（MCs）的存在,对水生生态系统安全和人类健康构成很大的威胁。所以,本文以太湖蓝藻水华较严重的梅梁湾为研究区,开展了大量的野外调查和研究工作,分析了2017年11月到2018年8月四季期间,湖湾水体中胞内外MCs、沉积物中MCs的时空分布特征,重点研究了蓝藻水华暴发期间（2018年5月2018年11月）表层水、上覆水、间隙水以及110 cm表层沉积物中MCs的垂向分布特征,对水体胞内外、以及沉积物中三种主要MCs异构体的组成比例以及时空变化特征进行了详细的分析探讨,揭示了藻型湖区MCs的季节演替规律和空间分布格局特征,评估了非生物环境因素在MCs的时空分布中所发挥的作用。主要的研究结论如下:1、调查期间太湖梅梁湾水体胞内MCs总浓度范围为8.6021237.60 ng/L,其中MC-LR的浓度范围为215839.2 ng/L,在水体浮游植物胞内均能被检测出;MC-RR的浓度范围为23013.65 ng/L,检出率为100%;MC-YR的浓度范围为02422.8 ng/L,检出率为83.33%,其中秋季、春季、夏季胞内MCs总浓度显着高于冬季（p<0.05）,而春季、夏季、秋季之间胞内MCs总浓度不存在显着性差异。水体胞外MCs总浓度范围为6.60657.56 ng/L,其中MC-LR的浓度范围为6.60455.81 ng/L,在梅梁湾水体中四季均能被检测出;MC-RR的浓度范围为0123.56 ng/L,检出率为79.17%;MC-YR的浓度范围为078.19 ng/L,只有在夏季8月份1#点位未检测出,其中秋季胞外MCs总浓度显着高于冬季和夏季（p<0.05）,而冬季、春季和夏季之间胞外MCs总浓度不存在显着性差异。对胞内外MCs而言,MC-LR是主要的异构体,平均相对丰度分别为78.46%和76.58%,两者差别不大,此外,对胞内MCs而言,温度较高的季节（5月MC-LR占比为84.67%）MC-LR的相对丰度比温度低的季节（2月MC-LR占比为71.33%）略高,对胞外MCs而言,MC-LR的相对丰度随时间变化不大。Person相关性分析结果表明,胞内MCs、MC-LR、MC-RR与TN、TP、CODMn、Chl-a之间均呈极显着正相关（p<0.01）,MC-YR与TP、CODMn、Chl-a之间呈极显着正相关（p<0.01）,与TN之间呈显着正相关（p<0.05）;胞外MCs、MC-LR、MC-RR、MC-YR与TP、CODMn、Chl-a之间均呈极显着正相关（p<0.01）,MCs、MC-RR、MC-YR与TN之间均呈显着正相关（p<0.05）,MC-LR与TN之间呈极显着正相关（p<0.01）。2、调查期间太湖梅梁湾表层沉积物中MCs总含量范围为2.201111.30 ng/g,其中MC-LR的含量范围为1.70913.23 ng/g,在表层沉积物中均能被检测出;MC-RR的含量范围为017.43 ng/g,检出率较低,为83.33%;MC-YR的含量范围为0.5180.65 ng/g,检出率为100%。秋、冬季节表层沉积物中MCs总含量显着高于春季和夏季,秋季和冬季之间表层沉积物中MCs总含量没有显着性差异,春季和夏季之间也不存在显着性差异。对沉积物中MCs而言,MC-LR为表层沉积物中主要的异构体类型,在沉积物中平均占比高达76.58%,其次为MC-YR平均占比达到19.75%,而MC-RR的平均占比仅为3.67%。表层沉积物中MCs、MC-LR、MC-RR、MC-YR与EMCs、ERR、EYR之间均呈极显着正相关（p<0.01）,MCs、MC-LR、MC-YR与ELR之间呈极显着正相关（p<0.01）,MC-RR与ELR之间呈显着正相关（p<0.05）;MCs、MC-LR、MC-RR、MC-YR与IMCs、ILR之间均呈显着正相关（p<0.05）,与IRR之间呈极显着正相关（p<0.01）,MCs、MC-LR、MC-YR与IYR之间不存在相关性,而MC-RR与IYR呈显着正相关（p<0.05）;此外,MCs、MC-LR、MC-YR与H2O-P呈显着正相关（p<0.05）,MC-RR、MC-YR与钠长石之间呈显着正相关（p<0.05）。3、对于胞外MCs浓度而言,蓝藻暴发前期（2018年5月）,间隙水中MC-LR、MC-RR、MC-YR浓度显着高于表层水和上覆水（p<0.05）,各点位表层水中MC-LR、MC-RR、MC-YR浓度略高于相应点位的上覆水。蓝藻暴发中期（2018年8月）,上覆水中MC-LR、MC-RR、MC-YR浓度显着高于表层水和上覆水（p<0.05）,表层水中MC-LR、MC-RR、MC-YR浓度与间隙水之间无显着性差异。蓝藻暴发后期（2018年11月）,上覆水中MC-LR、MC-RR、MC-YR浓度显着高于表层水和间隙水（p<0.05）,表层水中MC-LR、MC-RR、MC-YR浓度与间隙水之间无显着性差异。对于胞内MCs浓度而言,蓝藻暴发期间（2018年5月2018年11月）,表层水中MC-LR、MC-RR、MC-YR浓度显着高于上覆水（P<0.05）。蓝藻暴发前期（2018年5月）,110 cm表层沉积物中MC-LR含量范围为0.6026.95 ng/g,MC-RR含量范围为00.90 ng/g,MC-YR含量范围为08.10 ng/g,其中MC-LR、MC-RR、MC-YR的检出率分别为100%、70%、91.67%。蓝藻暴发中期（2018年8月）,110 cm表层沉积物中MC-LR含量范围为0.5488.50 ng/g,MC-RR含量范围为01.60 ng/g,MC-YR含量范围为0.4525.90 ng/g,其中MC-LR、MC-RR、MC-YR的检出率分别为100%、81.67%、100%。蓝藻暴发后期（2018年11月）,110 cm表层沉积物中MC-LR含量范围为0.45811.50 ng/g,MC-RR含量范围为0.476.79 ng/g,MC-YR含量范围为0.45161.47 ng/g,其中MC-LR、MC-RR、MC-YR的检出率均为100%。对MC-LR、MC-YR而言,110 cm表层沉积物中MC-LR、MC-YR含量整体随沉积物深度增加而呈下降趋势,非线性拟合曲线:y（28）a×xb可以对其下降趋势进行较好的拟合,MC-RR含量整体随沉积物深度增加而变化不大。此外,无外源且避光情况下沉积物上覆水中MC-LR、MC-LR、MC-RR浓度随时间增加而降低,线性拟合曲线:y（28）a（10）b×x可以对其进行较好的拟合,MC-LR、MC-RR、MC-YR拟合后曲线的R2均值分别达到了0.856、0.927、0.876。
薛晓娟[6]（2019）在《介质阻挡放电等离子体对铜绿微囊藻和片状微囊藻失活效果及相关生理生化影响》文中研究指明在我国的淡水湖包括巢湖、太湖、滇池等地区水华爆发时期的主要优势藻种之一为铜绿微囊藻,水华对环境生态系统及人类的身体健康均有严重威胁,传统的除藻方式难以高效、安全、经济的去除蓝藻。文章主要通过研究等离子体单独处理以及等离子体配合不同催化剂(Graphene-γFe2O3、H2O2和Fe2+)处理铜绿微囊藻和片状微囊藻后水溶液中三种长寿命活性物质（H2O2、NO3-和O3）浓度变化、铜绿微囊藻和片状微囊藻的失活效果及微囊藻毒素MC-LR、MC-RR降解效果;此外在以上研究基础上对等离子体处理后铜绿微囊藻和片状微囊藻的相关生理生化特性改变（包括藻细胞内ROS、NO和MDA含量变化、藻细胞膜结构及新陈代谢能力改变）和对藻细胞主要生理功能相关基因相对表达进行检测;同时通过检测等离子体处理后再培养的两种藻细胞的藻毒素合成量、藻细胞增长速率、藻细胞胞内叶绿素含量变化、培养基中剩余营养盐含量及相关基因相对表达量的变化,研究了微剂量等离子体处理对铜绿微囊藻和片状微囊藻的长效效应。（1）随着等离子体处理时间的增加水溶液中的三种长寿命液相活性物质（H2O2、NO3-和O3）含量均不同程度提高,与等离子体单独处理相比在等离子体协同Graphene-γFe2O3和Fe2+体系中三种长寿命活性物质含量均不同程度的减少,可能是由于这三种活性物质被催化生成了·OH等其他活性物质;等离子体协同H2O2体系中,三种长寿命液相活性物质含量有不同程度的提高。（2）等离子体处理后铜绿微囊藻和片状微囊藻浓度随着处理时间迅速下降,具有良好的失活效果。同样水溶液中的微囊藻毒素MC-LR和MC-RR含量随着处理时间的增加先提高后降低,而在添加了不同催化剂(Graphene-γFe2O3、H2O2和Fe2+)后,藻溶液中的藻细胞失活率及微囊藻毒素降解率均有所提高。（3）等离子体处理后铜绿微囊藻和片状微囊藻中ROS、NO及MDA含量均大幅提升,而具有完整膜结构、形成代谢能力的藻细胞比例迅速下降。对于两种藻细胞中藻毒素合成、群落增长、光合作用和营养盐吸收的代表性基因相对表达量均不同程度的降低,说明微剂量等离子体处理可影响藻细胞的核酸转录表达等过程。（4）微剂量等离子体处理后铜绿微囊藻和片状微囊藻子代细胞的藻毒素合成能力、藻细胞增长速率、藻细胞光合作用相关色素合成能力及营养盐吸收能力均有不同程度下降,且相关代表性基因相对表达量均不同程度下降,说明藻细胞的相关基因表达受到抑制。
詹晓静,向垒,李彦文,莫测辉,邓哲深,黄缤慧,温宏飞,蔡全英,赵海明[7]（2015）在《农田土壤中微囊藻毒素污染特征及风险评价》文中指出蓝藻水华释放的微囊藻毒素（MCs）通过灌溉、堆肥沤田等途径进入农田土壤造成污染.采用固相萃取-高效液相色谱串联质谱方法（HPLC-MS/MS）研究了滇池周边35个代表性农田土壤样品中3种典型微囊藻毒素（MC-LR、MC-RR、MC-YR）的含量、分布特征及风险水平.结果表明,MCs检出率为85.7%,总含量为n.d.7.8μg/kg,平均含量为1.6μg/kg,其中MC-RR检出率（82.9%）和含量（n.d.5.3μg/kg）最高.3种MCs的健康风险和生态风险均在可接受范围内,健康风险以MC-YR最大,生态风险以MC-LR最大.儿童以口腔暴露MCs为主,成人以皮肤暴露MCs为主,儿童暴露MCs的健康风险高于成人.
黄晓淳,骆和东,黄培枝,洪华荣[8]（2014）在《我国水源水及饮用水中微囊藻毒素的污染现状及影响因素研究》文中进行了进一步梳理微囊藻毒素是地表水中常见的藻毒素,广泛分布于全世界各种类型的水域。目前已知微囊藻毒素-LR具有极强的肝毒性,达到极低浓度即可对人体健康造成严重危害,因此对于集中式供水水源地正遭受微囊藻毒素污染的报道尤为引人关注。本文综述了近年来关于我国水源水及出厂水中微囊藻毒素的污染现状及与疾病的关系,探讨了微囊藻毒素浓度变化的相关影响因素,为加强对水源水及饮用水中微囊藻毒素的监测和治理,保护人民群众的身心健康提供科学的依据。
蔡倩[9]（2014）在《藻毒素总量分析方法及其在滇池水体污染特征研究》文中进行了进一步梳理有毒蓝藻水华是世界性环境问题。随着蓝藻水华暴发的频率和强度的增加,已形成水质灾害的严重后果,因此各国政府和研究机构也不断加强对其治理和研究的力度。微囊藻毒素是有毒水华蓝藻分泌的具有强烈促癌性、肝毒性的代谢物,对人类健康和环境安全构成严重危害。因此,建立完善的环境介质中准确、灵敏的微囊藻毒素的分析方法成为研究微囊藻毒素污染特征亟需解决的问题。本课题以微囊藻毒素各异构体的氧化物为研究对象,建立了固相萃取-衍生化-气相色谱／质谱法测定环境水样中微囊藻毒素总量的分析方法,并运用此方法对滇池地表水水质国家重点监控断面微囊藻毒素的污染特征和归趋进行了研究。研究结果表明,混合衍生化试剂BSTFA/TMCS（1000:2,v/v）,在室温条件下反应40min可将微囊藻毒素的氧化物MMPB的羧基完全衍生化,且衍生化产物非常稳定。目标物质衍生化产物的标准曲线线性良好（r2大于0.996）,目标物质MMPB的线性范围为0.01-10ng·μL-1。对环境水样进行前处理时,调节水样pH为4.5左右,将加标水样通过Sep-PakC-18固相萃取柱进行固相萃取,15%甲醇溶液作为淋洗溶剂,100%甲醇（含0.1%的三氟乙酸）为洗脱溶剂时,目标化合物回收率高,为88.3%～100.4%。进一步对该水样前处理方法进行方法学验证,目标物质加标水样的回收率实验相对标准偏差（RSD）在1.3～4.1%之间,水中微囊藻毒素检出限为0.05μg/L,较好的满足了环境水样中痕量微囊藻毒素的分析要求。通过分析滇池具有代表性的10个地表水质量国家监控断面的水样,研究了滇池中微囊藻毒素总量的污染特征,并探讨了其在滇池的环境归宿。研究结果表明：滇池草海中心和断桥1月份水中微囊藻毒素总量的浓度分别为640.34ng/L和450.37ng/L,平均浓度为545.36ng/L；3月份分别为298.55ng/L和213.74ng/L,平均浓度为256.15ng/L。滇池外海1月份和3月份水中微囊藻毒素总量的浓度分别为450.37～1547.59ng/L（均值：1024.26ng/L）和213.74～996.35ng/L（均值：629.77ng/L）。1月份微囊藻毒素总量的浓度高于3月份。1月份外海水中微囊藻毒素总量的平均浓度是草海的1.88倍,3月份是2.46倍。微囊藻毒素在藻细胞破裂后进入水体,随着水体的流动在滇池中迁移,并通过生物富集和生物放大作用在生物体内富集,使滇池水和生物普遍受到微囊藻毒素的的污染。
沈放,路斌,石自博,杨黎江[10]（2012）在《湿地内外滇池水体中微囊藻毒素对小鼠生殖毒性的研究》文中进行了进一步梳理通过提取湿地内外滇池水体水样中的微囊藻毒素,检测湿地内外水体中微囊藻毒素对小鼠的生殖毒性,以及对其体外和体内精子活性的影响.结果表明:湿地外周滇池水体中的微囊藻毒素对小鼠具有生殖毒性,特别在精子的生成和精子活性方面表现出较强的毒性作用;湿地内水体的生殖毒性明显低于湿地外水体,对小鼠的睾丸和附睾不会形成器质性变化,也不会影响精子的数量和精子活性（与对照组比较P>0.05）.结果证实湿地能有效抑制滇池水体中微囊藻毒素的形成,对滇池水质可起到有效的净化作用.
二、滇池水体中微囊藻毒素的研究（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、滇池水体中微囊藻毒素的研究（论文提纲范文）
（1）重点湖泊微囊藻毒素时空分布特征及综合健康风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 微囊藻毒素研究进展 |
| 1.2.1 微囊藻毒素国内外检出情况 |
| 1.2.2 微囊藻毒素的检测方法研究进展 |
| 1.2.3 人体健康风险评估研究进展 |
| 1.3 论文依托项目 |
| 1.4 研究目标及内容 |
| 第2章 水体8种微囊藻毒素联合检测方法的建立 |
| 2.1 仪器、试剂及材料 |
| 2.2 仪器条件 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 滤膜的选择 |
| 2.3.2 固相萃取柱的选择 |
| 2.3.3 流动相体系的选择 |
| 2.3.4 流动相梯度洗脱程序的选择 |
| 2.3.5 线性范围、检出限和定量限 |
| 2.3.6 回收率和精密度 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 不同湖泊微囊藻毒素时空分布特征 |
| 3.1 采样区域概况 |
| 3.2 样品采集及检测 |
| 3.3 四湖微囊藻毒素的时空分布特征 |
| 3.3.1 滇池微囊藻毒素的时空分布特征 |
| 3.3.2 巢湖微囊藻毒素的时空分布特征 |
| 3.3.3 洱海微囊藻毒素的时空分布特征 |
| 3.3.4 洞庭湖微囊藻毒素的时空分布特征 |
| 3.4 同一时期湖泊之间微囊藻毒素的分布特征 |
| 3.5 同一时期湖区之间微囊藻毒素的分布特征 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 微囊藻毒素的环境影响因素识别 |
| 4.1 滇池和洱海微囊藻毒素与水质因子的相关性分析 |
| 4.2 滇池微囊藻毒素与水质因子的冗余分析 |
| 4.3 巢湖浮游植物对微囊藻毒素释放影响 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 微囊藻毒素人体健康综合风险评估 |
| 5.1 人体健康风险评估研究方法 |
| 5.2 四湖微囊藻毒素的人体健康风险评估 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录一: 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（2）微囊藻毒素降解菌的筛选及其降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 项目来源 |
| 1.2 研究背景 |
| 1.2.1 巢湖的富营养化现状 |
| 1.2.2 巢湖蓝藻的种类 |
| 1.3 微囊藻毒素的基本性质 |
| 1.3.1 藻毒素的种类与结构 |
| 1.3.2 微囊藻毒素的理化性质 |
| 1.3.3 微囊藻毒素的产生 |
| 1.3.4 微囊藻毒素带来的危害 |
| 1.4 微囊藻毒素的检测方法 |
| 1.4.1 生物检测方法 |
| 1.4.2 化学检测方法 |
| 1.4.3 生物化学检测法 |
| 1.5 微囊藻毒素的去除方法 |
| 1.5.1 物理去除法 |
| 1.5.2 化学去除法 |
| 1.5.3 生物去除法 |
| 1.6 混合菌群与单菌株对藻毒素降解研究 |
| 1.6.1 混合菌株对MCs的降解研究 |
| 1.6.2 单菌株对MCs的降解研究 |
| 1.7 MCs的降解条件的选择 |
| 1.8 本实验研究的目的、意义、研究内容及技术路线图 |
| 1.8.1 研究的目的与意义 |
| 1.8.2 研究的主要内容 |
| 1.8.3 技术路线图 |
| 第二章 微囊藻毒素的提取与测定 |
| 2.1 实验用藻 |
| 2.2 实验材料与仪器 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 主要实验仪器 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 藻毒素标准曲线的测定 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 提取方法的选择 |
| 2.3.2 MC-LR标准曲线的绘制 |
| 2.3.3 实验室提取的藻毒素MCs的浓度测定 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 藻毒素降解菌株的筛选与鉴定 |
| 3.1 实验材料与仪器 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 藻毒素降解菌株的分离纯化 |
| 3.2.2 藻毒素降解菌株的筛选 |
| 3.2.3 降解菌株的生长曲线的绘制 |
| 3.3 降解菌株的鉴定 |
| 3.3.1 降解菌株的形态观察 |
| 3.3.2 生理生化鉴定 |
| 3.3.3 藻毒素降解菌株M4的16S r RNA序列分析 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 初筛结果 |
| 3.4.2 复筛结果 |
| 3.4.3 藻毒素降解菌株的生长曲线的绘制 |
| 3.4.4 降解菌的形态观察 |
| 3.4.5 生理生化鉴定结果 |
| 3.4.6 降解菌株M4的16S r RNA序列分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 降解菌株M4 降解MCs的降解机理 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 主要实验仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 藻毒素降解菌株M4 的活化和培养 |
| 4.2.2 降解菌株M4 的胞内物质和胞外物质的制备 |
| 4.2.3 降解菌株M4 降解MCs的物质来源 |
| 4.2.4 降解菌株M4 对降解MCs胞内物质的基本定性 |
| 4.2.5 环境因素对M4 菌株胞内物质降解MCs的影响 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 降解菌株M4 降解MCs的物质来源 |
| 4.3.2 对降解菌株M4 的胞内物质的探究 |
| 4.3.3 不同因素对降解菌株M4 的胞内物质降解MCs的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 降解菌株M4 对微囊藻毒素的降解特性研究 |
| 5.1 实验材料与仪器 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 主要实验仪器 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 考察外加碳源对降解效果的影响 |
| 5.2.2 考察外加氮源对降解效果的影响 |
| 5.2.3 考察不同p H值对降解效果的影响 |
| 5.2.4 考察不同接种量对降解效果的影响 |
| 5.2.5 考察不同MCs初始浓度对降解效果的影响 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 外加碳源对降解菌株M4 降解MCs的影响 |
| 5.3.2 外加氮源对降解菌株M4 降解MCs的影响 |
| 5.3.3 不同培养基p H值对降解菌株M4 降解MCs的影响 |
| 5.3.4 不同接种量对降解菌株M4 降解MCs的影响 |
| 5.3.5 不同MCs初始浓度对降解菌株M4 降解MCs的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间主要科研成果 |
| 个人简历 |
| 读研期间论文发表情况 |
（3）赖氨酸芽孢杆菌Lysinibacillus fusiformis DMC-2的溶藻特性及机理的探究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 蓝藻水华概述 |
| 1.1.1 蓝藻水华的成因 |
| 1.1.2 蓝藻水华的危害 |
| 1.1.3 蓝藻水华的污染现状 |
| 1.2 蓝藻水华的防治 |
| 1.2.1 物理方法 |
| 1.2.2 化学方法 |
| 1.2.3 生物方法 |
| 1.3 溶藻微生物的研究进展 |
| 1.3.1 溶藻微生物种类 |
| 1.3.2 溶藻菌作用机制 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究主要内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 溶藻菌的分离与鉴定 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 实验结果与分析 |
| 2.2.1 溶藻菌的分离 |
| 2.2.2 菌株DMC-2对铜绿微囊藻的溶藻效果 |
| 2.2.3 菌株DMC-2的形态特征 |
| 2.2.4 菌株DMC-2的分子鉴定 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 溶藻菌DMC-2的溶藻特性 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 实验结果与分析 |
| 3.3.1 菌株DMC-2的溶藻范围 |
| 3.3.2 菌株DMC-2的溶藻方式 |
| 3.3.3 菌株DMC-2不同生长时期对溶藻效果的影响 |
| 3.3.4 菌株DMC-2不同细胞密度对溶藻效果的影响 |
| 3.3.5 铜绿微囊藻不同生长时期对DMC-2溶藻效果的影响 |
| 3.3.6 光照对菌株DMC-2溶藻活性的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 溶藻菌DMC-2的溶藻作用机理研究 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 实验结果与分析 |
| 4.2.1 藻细胞形态变化 |
| 4.2.2 藻细胞重要基因表达变化 |
| 4.2.3 菌株DMC-2对MC-LR合成和降解的影响 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 溶藻菌DMC-2活性物质的分离纯化 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.2 实验结果与分析 |
| 5.2.1 菌株DMC-2溶藻活性物质初步研究 |
| 5.2.2 菌株DMC-2溶藻活性物质的粗分 |
| 5.2.3 有活性粗分样品的LC-MS分析 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（4）淡水养殖池溏微囊藻毒素环境归趋的初步研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 水产养殖现状 |
| 1.2 淡水养殖池塘水华蓝藻及其危害 |
| 1.3 微囊藻毒素 |
| 1.3.1 微囊藻毒素简介 |
| 1.3.2 微囊藻毒素在水域中分布的研究进展 |
| 1.3.3 微囊藻毒素的危害 |
| 1.4 微囊藻毒素的检测方法的研究进展 |
| 1.4.1 生物检测法 |
| 1.4.2 生物化学检测法 |
| 1.4.3 分子生物学检测法 |
| 1.4.4 仪器检测法 |
| 1.4.5 微囊藻毒素测定方法的对比选择 |
| 1.5 研究意义 |
| 第二章 微囊藻毒素在养殖池溏上覆水、悬浮物和底泥中的时空分布情况 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验设计 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 采样方法 |
| 2.1.4 样品前期处理 |
| 2.1.5 样品中微囊藻毒素的萃取 |
| 2.1.6 微囊藻毒素的检测方法 |
| 2.1.7 数据处理 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 养殖池塘中上覆水溶解性微囊藻毒素的含量变化 |
| 2.2.2 养殖池塘中悬浮物的微囊藻毒素含量变化 |
| 2.2.3 养殖池塘中表层底泥的微囊藻毒素含量变化 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 上覆水中溶解性微囊藻毒素的时空分布特征 |
| 2.3.2 悬浮物中微囊藻毒素的时空分布特征 |
| 2.3.3 底泥中微囊藻毒素的时空分布特征 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 微囊藻毒素在鲫鱼脏器中的积累状态 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验设计 |
| 3.1.2 采样方法 |
| 3.1.3 样品前期处理 |
| 3.1.4 样品的萃取 |
| 3.1.5 微囊藻毒素的检测方法 |
| 3.1.6 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 微囊藻毒素在鲫鱼肝脏中的积累状况 |
| 3.2.2 微囊藻毒素在鲫鱼肾脏中的积累状况 |
| 3.2.3 微囊藻毒素在鲫鱼肠道中的积累状况 |
| 3.2.4 微囊藻毒素在鲫鱼肌肉中的积累状况 |
| 3.2.5 微囊藻毒素在鲫鱼脏器中的积累状况 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 微囊藻毒素在鲫鱼肝脏中的积累状况分析 |
| 3.3.2 微囊藻毒素在鲫鱼肾脏中的积累状况分析 |
| 3.3.3 微囊藻毒素在鲫鱼肠道中的积累状况分析 |
| 3.3.4 微囊藻毒素在鲫鱼肌肉中的积累状况分析 |
| 3.3.5 微囊藻毒素在鲫鱼脏器中的积累状况分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 淡水养殖池塘中微囊藻毒素的健康风险分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.2 实验材料 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
（5）太湖梅梁湾水体及沉积物中微囊藻毒素分布特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 微囊藻毒素概述 |
| 1.1.1 微囊藻毒素的产生、性质及致毒机理 |
| 1.1.2 微囊藻毒素的检测 |
| 1.2 水体中微囊藻毒素研究进展 |
| 1.3 沉积物中微囊藻毒素研究进展 |
| 1.4 湖泊水体中微囊藻毒素的环境归趋 |
| 1.5 选题背景及意义 |
| 1.6 研究目标、内容与技术路线 |
| 第二章 梅梁湾水体中MCs的时空分布及其与理化因子的关系 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究区域和样品采集 |
| 2.2.2 环境指标测定 |
| 2.2.3 水体中胞内外MCs的提取及分析 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 水体理化指标特征 |
| 2.3.2 水体中MCs动态特征 |
| 2.3.3 相关性分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 梅梁湾表层沉积物中MCs的时空分布及其与理化因子的关系 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区域和样品采集 |
| 3.2.2 环境指标测定 |
| 3.2.3 沉积物中MCs的提取及分析 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 表层沉积物理化指标特征 |
| 3.3.2 表层沉积物中MCs含量动态变化特征 |
| 3.3.3 相关性分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 蓝藻暴发期间梅梁湾水体及沉积物中MCs浓度垂向分布特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区域和样品采集 |
| 4.2.2 水体及沉积物中MCs的提取及分析 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 各层水体以及沉积物中MCs动态变化特征 |
| 4.3.2 蓝藻暴发期间各层水体中胞内外MCs浓度相关性分析 |
| 4.3.3 蓝藻暴发期间沉积物-水界面处MCs相关性分析 |
| 4.3.4 蓝藻暴发期间表层沉积物中MCs含量与沉积物深度之间的关系 |
| 4.3.5 无外源且避光情况下沉积物上覆水中胞外MCs浓度变化与时间之间的关系 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 未来展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附：硕士期间发表论文及参与科研项目 |
（6）介质阻挡放电等离子体对铜绿微囊藻和片状微囊藻失活效果及相关生理生化影响（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 蓝藻水华概述 |
| 1.2.1 水体富营养化与蓝藻水华 |
| 1.2.2 蓝藻水华危害 |
| 1.2.3 蓝藻处置手段 |
| 1.3 代表性水华蓝藻基本特征及研究现状 |
| 1.3.1 铜绿微囊藻和片状微囊藻基本特征及研究现状 |
| 1.3.2 藻毒素污染及研究现状 |
| 1.4 等离子体 |
| 1.4.1 等离子体简介 |
| 1.4.2 介质阻挡放电等离子体应用简介 |
| 1.4.3 介质阻挡放电等离子体处理水华蓝藻研究进展 |
| 1.5 非均相催化剂Graphene-γFe_2O_3及均相催化剂H_2O-2和Fe~(2+)研究现状 |
| 1.5.1 非均相催化剂Graphene-γFe_2O_3研究现状 |
| 1.5.2 均相催化剂H_2O_2和Fe~(2+)水处理技术中研究现状 |
| 1.6 研究内容和技术路线 |
| 2 等离子体处理对蓝藻失活效果及相关生理生化影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.2 实验材料 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.3.1 等离子体放电特性研究 |
| 2.2.3.2 液相活性基团含量 |
| 2.2.3.3 生长曲线绘制 |
| 2.2.3.4 失活效果 |
| 2.2.3.5 微囊藻毒素降解效果 |
| 2.2.3.6 藻细胞相关生理生化改变 |
| 2.2.3.7 藻细胞相关基因改变 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 液相活性基团含量 |
| 2.3.2 生长曲线 |
| 2.3.3 失活效果 |
| 2.3.4 微囊藻毒素MC-LR、MC-RR的降解效果 |
| 2.3.4.1 微囊藻毒素MC-LR、MC-RR标线 |
| 2.3.4.2 藻液中微囊藻毒素MC-LR、MC-RR的降解效果 |
| 2.3.5 藻细胞相关生理生化改变 |
| 2.3.5.1 细胞内总ROS和 NO导致的氧化损伤 |
| 2.3.5.2 细胞膜结构 |
| 2.3.5.3 新陈代谢能力 |
| 2.3.6 藻细胞相关基因表达改变 |
| 2.3.6.1 群落增长相关基因 |
| 2.3.6.2 藻毒素相关基因 |
| 2.3.6.3 光合作用调节相关基因 |
| 2.3.6.4 营养盐吸收相关基因 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 等离子体协同Graphene-γFe2O3 对蓝藻失活效果及藻毒素降解效果影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验装置 |
| 3.2.2 实验材料 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.3.1 催化剂Graphene-γFe2O3 制备及表征 |
| 3.2.3.2 液相活性基团含量测定 |
| 3.2.3.3 失活效果 |
| 3.2.3.4 微囊藻毒素降解效果 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Graphene-γFe2O3 相关表征 |
| 3.3.2 液相活性基团含量变化 |
| 3.3.3 失活效果 |
| 3.3.4 微囊藻毒素降解效果 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 等离子体协同H_2O_2和Fe~(2+)对蓝藻失活效果及藻毒素降解效果影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验装置 |
| 4.2.2 实验材料 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.3.1 液相活性基团含量 |
| 4.2.3.2 失活效果 |
| 4.2.3.3 微囊藻毒素降解效果 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 液相活性基团含量 |
| 4.3.2 失活效果 |
| 4.3.3 微囊藻毒素降解效果 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 微剂量等离子体处理对蓝藻的相关基因表达及生理生化特性长效效应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验装置 |
| 5.2.2 实验材料 |
| 5.2.3 实验方法 |
| 5.2.3.1 等离子体处理藻细胞后再培养 |
| 5.2.3.2 处理后再培养的藻细胞生长速率 |
| 5.2.3.3 处理后再培养的藻细胞光合作用色素 |
| 5.2.3.4 处理后再培养的藻细胞营养盐吸收能力 |
| 5.2.3.5 处理后再培养的藻细胞藻毒素合成能力 |
| 5.2.3.6 处理后再培养的藻细胞基因表达水平 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 微剂量等离子体处理对蓝藻细胞相关生理生化长效效应 |
| 5.3.1.1 群落增长速率变化 |
| 5.3.1.2 光合作用能力变化 |
| 5.3.1.3 营养盐吸收能力变化 |
| 5.3.1.4 藻细胞胞外/胞内藻毒素含量变化 |
| 5.3.2 微剂量等离子体处理对藻细胞相关基因表达水平的长效效应 |
| 5.3.2.1 群落增长相关基因 |
| 5.3.2.2 光合作用调节相关基因 |
| 5.3.2.3 营养盐吸收相关基因 |
| 5.3.2.4 藻毒素合成相关基因 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 总结及展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（7）农田土壤中微囊藻毒素污染特征及风险评价（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1样品采集 |
| 1.2 样品预处理 |
| 1.3 MCs 测定与质量控制 |
| 1.4风险评价方法 |
| 1.5数据处理 |
| 2结果与讨论 |
| 2.1农田土壤MCs含量水平与分布特征 |
| 2.2农田土壤中MCs健康风险评价 |
| 2.3农田土壤中MCs生态风险评价 |
| 3结论 |
（8）我国水源水及饮用水中微囊藻毒素的污染现状及影响因素研究（论文提纲范文）
| 1 我国水源水及饮用水中MC的污染状况 |
| 1.1 我国水源水中微囊藻毒素污染情况 |
| 1.2 出厂水中微囊藻毒素的污染情况 |
| 2 饮水中微囊藻毒素与疾病的相关性研究 |
| 3 影响微囊藻毒素产生的相关性分析 |
| 3.1 环境因子与微囊藻毒素的相关性 |
| 3.2 浮游生物与微囊藻毒素的相关性分析 |
| 3.3 富营养化水平对微囊藻毒素的影响 |
| 4 总结与展望 |
（9）藻毒素总量分析方法及其在滇池水体污染特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词说明表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 蓝藻水华及微囊藻毒素简介 |
| 1.2 微囊藻毒素的毒性 |
| 1.3 微囊藻毒素的去除方法 |
| 1.3.1 化学药剂法 |
| 1.3.2 吸附与过滤 |
| 1.3.3 光降解及催化氧化 |
| 1.3.4 滤膜技术 |
| 1.3.5 生物降解法 |
| 1.3.6 组合联用工艺 |
| 1.4 微囊藻毒素分析方法研究进展 |
| 1.4.1 水样品前处理技术 |
| 1.4.2 藻毒素的检测分析 |
| 1.5 微囊藻毒素总量检测分析技术研究进展 |
| 1.5.1 气相色谱检测法 |
| 1.5.2 液相色谱检测法 |
| 1.5.3 其他检测方法 |
| 1.6 课题的来源及意义 |
| 1.7 研究内容及技术路线 |
| 1.8 课题来源 |
| 1.9 创新点 |
| 第二章 分析方法的建立 |
| 2.1 实验仪器、材料及试剂 |
| 2.1.1 实验仪器及材料 |
| 2.1.2 标准品、内标及衍生化试剂 |
| 2.1.3 有机溶剂与无机试剂 |
| 2.1.4 标准储备液的配置 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 样品采集与处理 |
| 2.2.2 样品前处理 |
| 2.2.3 GC-MS检测 |
| 2.2.4 质量控制与质量保证 |
| 2.3 MCs的氧化与氧化产物的衍生化研究 |
| 2.3.1 MCs的氧化反应 |
| 2.3.2 MCs氧化产物MMPB衍生化研究 |
| 2.3.3 衍生化条件优化 |
| 2.4 分析方法的建立 |
| 2.4.1 实验方法 |
| 2.4.2 固相萃取条件的优化 |
| 2.4.3 方法学验证 |
| 2.4.4 实际样品测定 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 滇池水体中MCS总量的污染特征研究 |
| 3.1 研究区域-滇池简介 |
| 3.1.1 滇池蓝藻水华状况 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 样品采集与处理 |
| 3.2.2 数据处理 |
| 3.3 滇池水中微囊藻毒素污染特征分析 |
| 3.4 环境归宿分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 攻读硕士期间发表论文目录 |
（10）湿地内外滇池水体中微囊藻毒素对小鼠生殖毒性的研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 水样采集 |
| 1.1.1 湿地外周水样 |
| 1.1.2 湿地内水样 |
| 1.2 采集水样中的藻类鉴定 |
| 1.3 仪器及试剂 |
| 1.4 微囊藻毒素提取液的制备[9] |
| 1.5 实验动物 |
| 1.6 小鼠精子培养液的制备[11] |
| 1.7 小鼠体外精子活性的毒性[11] |
| 1.8 小鼠生殖器官的影响 |
| 1.9 统计学分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 对小鼠体外精子活性的影响 |
| 2.2 对小鼠生殖器官的影响 |
| 2.3 对小鼠体内精子活性的影响 |
| 3 讨论 |
四、滇池水体中微囊藻毒素的研究（论文参考文献）
- [1]重点湖泊微囊藻毒素时空分布特征及综合健康风险评估[D]. 葛思敏. 中国环境科学研究院, 2021
- [2]微囊藻毒素降解菌的筛选及其降解特性研究[D]. 袁浩. 安徽建筑大学, 2021(08)
- [3]赖氨酸芽孢杆菌Lysinibacillus fusiformis DMC-2的溶藻特性及机理的探究[D]. 程捷. 西南大学, 2021(01)
- [4]淡水养殖池溏微囊藻毒素环境归趋的初步研究[D]. 王雪莹. 天津农学院, 2019
- [5]太湖梅梁湾水体及沉积物中微囊藻毒素分布特征研究[D]. 舒秀波. 贵州大学, 2019(09)
- [6]介质阻挡放电等离子体对铜绿微囊藻和片状微囊藻失活效果及相关生理生化影响[D]. 薛晓娟. 合肥工业大学, 2019(01)
- [7]农田土壤中微囊藻毒素污染特征及风险评价[J]. 詹晓静,向垒,李彦文,莫测辉,邓哲深,黄缤慧,温宏飞,蔡全英,赵海明. 中国环境科学, 2015(07)
- [8]我国水源水及饮用水中微囊藻毒素的污染现状及影响因素研究[J]. 黄晓淳,骆和东,黄培枝,洪华荣. 环境卫生学杂志, 2014(05)
- [9]藻毒素总量分析方法及其在滇池水体污染特征研究[D]. 蔡倩. 昆明理工大学, 2014(01)
- [10]湿地内外滇池水体中微囊藻毒素对小鼠生殖毒性的研究[J]. 沈放,路斌,石自博,杨黎江. 昆明学院学报, 2012(03)
标签：人体毒素论文;