一、取代萘系列化合物对发光菌毒性的建模及稳健性检验（论文文献综述）
卢杰[1]（2018）在《印染污泥的生物毒性效应研究》文中认为印染污泥是印染废水经过处理后的产物,具有产量大,成分复杂的特点,其中难降解持久性有机污染物（Persistent Organic Pollutants,POPs）种类多,含量高。本课题组前期研究表明多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）是其中的主要特征污染物,其含量是市政污泥的2-3倍。现有的处理技术很难将印染污泥做到无害化处理,并且当前的处理成本高,处理能力严重不足,导致上印染污泥长期以来处于无序处置的状态,对生态环境造成了一定的风险。本研究以珠三角地区4种印染污泥（Textile Dyeing Sludge,分别记为TDS1,TDS2,TDS3,TDS4）为研究对象,通过化学分析与标准化生物毒性测试两种方法评价了印染污泥中多环芳烃（PAHs）的生态风险与印染污泥的生物毒性,进一步采用超声-芬顿（US-Fenton）联合技术处理印染污泥,探索和验证印染污泥的减毒处理方法,以期为印染污泥的安全处理处置提供科学依据和实践指导。主要研究结果如下:（1）印染污泥的毒性效应:4种印染污泥中∑16PAHs总量最高的是TDS3,达到5465±283 ng/g,其后依次是TDS4:1264±89 ng/g,TDS1:1199±145 ng/g,TDS2:1005±51 ng/g。PAHs的生态风险评价表明,印染污泥进入环境后具有一定的生态风险。蚯蚓毒性试验表明4种印染污泥对蚯蚓的半数致死浓度（14d）分别为TDS1:185.7 g/kg,TDS2:247.7 g/kg,TDS3:177.6 g/kg,TDS4:297.5 g/kg。TDS3印染污泥对蚯蚓体腔细胞溶酶体中性红停留时间抑制率在污泥浓度为100 g/kg时达到25.4%,在400 g/kg时达到96.8%。蚯蚓回避行为实验对4种印染污泥的回避阈值分别为TDS1:80 g/kg,TDS2和TDS4:120 g/kg,TDS3:40 g/kg。印染污泥对蚯蚓的生态毒性与污泥中的PAHs有关。（2）US-Fenton联合处理印染污泥的毒性效应:PAHs的降解率从高到低依次是TDS1（61%）（29）TDS4（54%）（29）TDS3（49%）（29）TDS2（48%）,PAHs总量得到降解的同时,可能生成了一些毒性更高的降解产物。蚯蚓回避行为回避阈值除TDS1外,TDS2,TDS3,TDS4有所提高,TDS2和TDS4从80 g/kg提高120 g/kg,TDS3从完全回避提高到40 g/kg。印染污泥浸出液对发光菌的发光抑制率从处理前的:TDS3（53%）（29）TDS1（51%）（29）TDS2（32%）（29）TDS4（15%）,提高到处理后的:TDS3（100%）（29）TDS1（97%）（29）TDS2（87%）（29）TDS4（33%）,表明经过处理后,印染污泥浸出液的对发光菌的生物毒性增大。印染污泥具有一定的生物毒性,未经处理的印染污泥进入环境后会对生态环境造成危害,经过US-Fenton处理后的印染污泥对蚯蚓的生物毒性有所减弱,但是处理后的印染污泥浸出液对发光菌的发光抑制率上升,US-Fenton表现出一定的减毒作用,但是从实际效果和经济成本上考量,优势并不明显。
赵英姿[2]（2014）在《大环内酯类抗生素的酶活性抑制效应及构效关系研究》文中研究指明我国现已成为抗生素生产与消费的第一大国,也是滥用抗生素最严重国家之一,大部分抗生素不能完全被机体吸收,有高达85%以上抗生素以原形或代谢物形式由病人和畜禽排泄物排入环境,由此带来的环境健康风险问题逐渐引起关注。为了对大环内酯类抗生素的环境行为进行系统分析,本文实地调查了畜禽养殖中抗生素使用情况,在此基础上选取了11种典型大环内酯抗生素,通过实验室系统的测试工作,实施了大环内酯类抗生素对酶的活性抑制实验,运用专业化学办公软件构建了大环内酯抗生素的结构简图并对其结构参数进行了计算,借助统计分析手段,探究大环内酯类抗生素的结构与性质之间的定量关系。为进一步研究大环内酯抗生素在环境中的迁移转化规律,本文最后建立了高效液相色谱法检测大环内酯类抗生素的方法体系。主要研究结果简述如下：1.通过对安徽省宣城市某乡镇大型养殖公司及多家私人养殖户进行走访调查,发现畜禽养殖中抗生素的使用上存在不少问题,主要有以下六个方面：（1）盲目、随意用药问题突出；（2）过量、长期使用抗生素情况普遍；（3）禁用抗生素的使用时有发生；（4）人药兽用现象依然存在；（5）药物配伍不当现象明显；（6）不按规定休药期用药。2.根据大环内酯类抗生素抑菌作用机制,通过分析大环内酯类抗生素对酶活性抑制作用研究现状,以大环内酯抗生素对酶活性的抑制效应为突破口,选取乙酰胆碱酯酶和谷氨酰转肽酶作为靶标酶,通过测试大环内酯胁迫下乙酰胆碱酯酶（促进神经传导）和谷氨酰转肽酶（促进转肽作用）的抑制效应,结合大环内酯分子结构特征,揭示大环内酯类抗生素对酶抑制机理。（1）在实验过程中采用的有机溶剂会对酶产生一定的影响,为选取适宜的有机溶剂,减少对实验结果的影响,根据文献分析,在酶活性抑制前期实验中,选取了甲醇、乙醇、异丙醇、冰醋酸、丙酮、乙腈、二氯甲烷、N,N-二甲基甲酰胺、乙酸乙酯和氯仿10种有机溶剂,测定了其对酶活性的影响。10种有机溶剂对两种酶的抑制能力顺序基本一致,但又存在差别,本文分别选取乙醇和乙腈作为对乙酰胆碱酯酶和谷氨酰转肽酶抑制作用实验用有机溶剂。（2）本文测试了11种典型大环内酯类抗生素对乙酰胆碱酯酶和谷氨酰转肽酶的系列抑制程度,并用直线内插法计算了相应的半数抑制浓度IC50（50%Inhibitory Concentration）,结果表明在较低浓度下,大环内酯类抗生素对两种酶的抑制作用较弱,其中对乙酰胆碱酯酶抑制能力排序为：制霉素<罗红霉素<麦迪霉素<吉他霉素<乙酰螺旋霉素<阿奇霉素<红霉素<泰乐菌素<阿维菌素<克拉霉素<两性霉素B,其中两性霉素B的抑制强度是制霉素的455倍；对谷氨酰转肽酶抑制能力排序为：乙酰螺旋霉素<麦迪霉素<吉他霉素<制霉素<红霉素<克拉霉素<罗红霉素<泰乐菌素<阿奇霉素<阿维菌素<两性霉素B,其中两性霉素B的抑酶强度是乙酰螺旋霉素的950倍,接近3个数量级。对两种酶抑制作用最强的均为两性霉素B,根据其分子结构简图可以看出两性霉素B分子中含羟基数量最多,易通过氢键与酶结合,从而影响并改变酶分子构象,减少酶分子与底物结合或者降低其结合稳定性,致使酶催化活性减弱。3.为进一步揭示有机溶剂与大环内酯抗生素对酶活性抑制的机理,建立了有机溶剂和大环内酯类抗生素对两种酶活性抑制的QSAR（Quantitiative Structure-Property/Activity Relationships）模型。以有机溶剂和大环内酯类抗生素对酶的抑制率为因变量,以分子结构参数为自变量,运用统计软件SPSS,通过多元线性逐步回归方法建立QSAR模型,根据模型稳健性检验并结合引入参数分析解释有机溶剂和大环内酯类抗生素对酶抑制作用机理。（1）有机溶剂对乙酰胆碱酯酶的抑制作用QSAR模型：有机溶剂对酶的抑制率IR（Inhibition Ratio）=-193.939+147.660*（AAC）+112.824*（SEige）, n=10,R=0.960,R2=0.921,F=41.055, Sig=0.000,P=0.4。方程中参数AAC和SEige均为二维拓扑指数描述符,AAC表征原子组成平均信息指数,SEige表征电负性特征值总数,两种描述符的引入说明有机溶剂原子间的组合方式决定整个有机溶剂分子的电负性,并且随着两种描述符数值的增加,有机溶剂对酶的抑制率增强,因此有机溶剂对乙酰胆碱酯酶活性抑制作用取决于有机溶剂的原子组成和分子电负性。（2）大环内酯对乙酰胆碱酯酶的抑制作用QSAR模型：IC50=9354.291-1216.501*（GGI3）-93.782*（RDF105e）,n=11,R=0.934,R2=0.872, F=31.054,Sig=0.000,P=0.2。GGI3表征拓扑电荷指数,为二维空间结构Galvez拓扑指数描述符。RDF105e表征原子电负性加权的径向分布函数,为三维空间结构的RDF描述符,两种描述符的引用说明大环内酯类抗生素对乙酰胆碱酯酶的抑制作用主要取决于其分子结构特定方向上的电负性,并随电负性的提高,抑制率增强。（3）有机溶剂对谷氨酰转肽酶的抑制作用QSAR模型：IR=68.985-176.102*（E3u）,n=10,R=0.920,R2=0.846,F=29.058,Sig=0.000149。E3u参数为WHIM指数,表征未加权第三主轴Z轴方向上的指向性指数,说明有机溶剂对谷氨酰转肽酶抑制效应主要受其特定方向上的原子连接性影响。（4）大环内酯类抗生素对谷氨酰转肽酶抑制作用QSAR模型：IC5o=41337.302-8477.261*（GGI3）+415.436（RDF060p）, n=11,R=0.897,R2=0.805, F=16.531,Sig=0.00,P=0.000。模型中GGI3为拓扑电荷指数,表征二维空间结构Galvez拓扑指数描述符。RDF060p表征原子极化率加权的径向分布函数,为三维空间结构的RDF描述符,两种描述符的引用说明大环内酯类抗生素对谷氨酰转肽酶的抑制作用主要取决于其分子结构特定方向上的极化率。有机溶剂与大环内酯类抗生素对两种酶的抑制作用基本是一致的,主要取决于特定方向上的电负性与极化率,但由于两种酶的分子空间排列不同,导致有机溶剂对乙酰胆碱酯酶的抑制程度相比谷氨酰转肽酶增加；大环内酯分子进攻酶分子的点位不同,进攻乙酰胆碱酯酶点位编号105,进攻谷氨酰转肽酶点位编号060。4.为帮助课题组进一步系统分析大环内酯类抗生素的迁移转化规律,根据实验室现有条件建立了大环内酯类抗生素的检测方法。本研究中阿奇霉素的色谱保留时间为2.067min,红霉素为2.305min,克拉霉素2.158min,罗红霉素1.897min,泰乐菌素1.745min,阿维菌素2.301min,为后续大环内酯类抗生素在环境中的残留检测提供技术支撑。
张方立[3]（2014）在《多氯联苯重度污染土壤的淋洗修复技术研究》文中研究表明随着国家相应法律法规和政策的逐步完善，大量电子垃圾拆解作坊将升级改造或搬迁。因而，将有大量的电子垃圾污染场地土壤亟需修复。而目前国内外对电子垃圾污染土壤的研究主要集中在污染物调查、暴露水平和风险评估方面。而对污染场地土壤的修复研究不多，所以对电子垃圾拆解场地受PCBs污染的土壤的修复技术进行相关研究显得至关重要。化学淋洗修复法具有操作简便、可控性好、修复速度快和修复条件温和等优点，因此，其特别适合电子垃圾拆解地这类受PCBs污染严重、需要快速修复的土壤。本文首先采用批量平衡震荡法研究了不同淋洗剂对污染土壤中PCBs的洗脱效果，并探讨了洗脱时间、洗脱次数和淋洗剂pH对洗脱效果的影响；然后为了能够比较真实地模拟实际土壤中PCBs的淋溶情况，研究了土柱淋洗法对土壤中PCBs的洗脱作用，并探讨了淋洗速率、淋洗方式及不同淋洗剂对PCBs在土柱中纵向残留分布的影响；最后，基于B3LYP/6-31G（d）方法和PLS回归分析，建了PCBs的正辛醇-水分配系数（logKow）和胶束-水分配系数（logKmw）的定量构效关系（QSAR）模型，从PCBs自身分子结构出发，初步探讨了TX-100对Aroclor1254增溶的机理。主要研究结果如下：（1）本研究选用的7种淋洗剂在设定的质量浓度范围内洗脱效果总体表现为TX-100≈TW-80＞SDBS＞β-环糊精＞Saponin＞RL＞CTMAB，其中在淋洗剂质量浓度为10g/L时，它们对污染土壤中PCBs的洗脱率分别为54.99%、53.12%、46.99%、25.35%、14.76%、13.70%、0%。通过洗脱效果、土壤吸附量、淋洗剂成本和环境友好性几个方面综合考虑，最终筛选出TX-100和β-环糊精2种相对较好的淋洗剂。（2）土柱淋洗法对土壤中PCBs的洗脱表明：以2mL/min的淋洗速率进行连续淋洗，能取得较好的洗脱效果。淋洗完后，PCBs在土柱中的纵向残留分布趋势随淋洗剂的种类发生变化。TX-100对实验室模拟土和实际污染土土柱淋洗洗脱率可分别达到74.49%和89.24%。（3）建立了logKow和logKmw的QSAR模型。logKow模型的R2为0.992，Q2cum为0.988，说明模型具有较高的拟合精度和良好的预测性。logKmw模型的R2为0.852，Q2cum为0.746，试验值和预测值非常接近，研究表明：具有较小的两苯环之间的二面角（DA）、较高电子的空间广度（Re）和较低的分子总能量（ET）的PCBs更倾向于分配于胶束中。
信晶[4]（2011）在《土壤中重金属与多环芳烃对发光菌毒性及QSAR研究》文中研究说明基于土壤环境中污染物对发光菌生物毒性的研究,本课题试图寻找重金属复合毒性规律及多环芳烃（PAHs）毒性与其量子化学参数之间的响应关系,达到预测和控制的目的。论文首先建立了石油污染土壤环境中复合污染物对发光菌毒性的快速检测方法,其次模拟土壤背景溶液条件下5种主要重金属变比例浓度复合后对发光细菌毒性的影响,最后利用16种PAHs对发光菌生物毒性与相应PAHs的量子化学参数构建定量结构-活性相关（QSAR）模型,同时也初步揭示出PAHs气相色谱保留指数与其量子化学参数的响应关系。研究结果表明,5种单一重金属离子在以纯水为背景液条件下对明亮发光杆菌毒性顺序为Pb2+>Zn2+≈Cd2+>Cu2+>Cr3+；以土壤水浸提液为背景液的5种重金属复合后所建毒性-浓度剂量模型表明,Cu2+和Zn2+交互体现为拮抗作用,Cd2+和Cr3+交互体现为协同作用,并且在重金属复合污染控制方面需进一步研究Zn2+对复合毒性降低的贡献；16种PAHs对发光菌毒性（-1gEC50）与PAHs的总能（TE）有较好的响应关系,可用于对相似化合物毒性的预测；以PAHs的气相色谱保留指数为因变量,以TE、偶极距（μ）及最高占有轨道特征值（EHOMO）为自变量可获得良好的定量结构-色谱保留相关模型。本研究所建模型具有一定预测能力,为土壤环境质量标准中生物毒性表征限值的制定提供一定参考。
唐柱云[5]（2007）在《苯酚苯胺类对绿藻的联合毒性及QSAR研究》文中指出随着工农业的发展，大量有毒有害物质进入天然水体中，造成水体不同程度的污染。特别是多种有毒物质共存于水环境中造成的复合污染尤为严重。仅仅研究单一污染物对生物体的毒性作用已不能真实地反映环境对机体所造成的损害，因此研究多种污染物共存对生物体的联合毒性效应更加接近环境真实性。本文以斜生栅列藻为指示生物，采用藻类生长抑制实验，分别进行了2，4-二氯胺、2，4-二氯酚与20种苯酚苯胺类不同毒性配比混合对斜生栅列藻的联合毒性实验研究，及苯酚、苯胺类三元等毒性混合物对斜生栅列藻的联合毒性实验，得到浓度—效应曲线，求得了混合物对斜生栅列藻的半抑制浓度(EC50mix)值。应用毒性单位法、相加指数法和混合毒性指数法三种方法对联合毒性效应进行了评价。毒性单位法和混合毒性指数法的评价结果相同：2，4-二氯胺，2，4-二氯酚分别与20种苯酚苯胺类等毒性混合时表现为相加作用或者近似相加作用。对于2，4-二氯酚+二苯胺+α-萘胺，2，4-二氯酚+3-氯胺+苯胺，苯酚+苯胺+β-萘酚，苯酚+1-萘胺+2，4-二氯酚四种三元混合物对斜生栅列藻的联合毒性效应，毒性单位法和混合毒性指数法的评价结果相同，表现为部分相加作用。而1-萘胺+β-萘酚+α-萘酚的联合毒性效应表现为拮抗作用，三种方法评价结果一致。应用SPSS10.0统计软件，分别采用辛醇／水分配系数法、分子连接性指数法和量子化学法对苯酚苯胺类化合物二元及三元混合物对斜生栅列藻的联合毒性数据进行定量构效—关系（QSAR）研究，得到了系列的QSAR模型。结果表明，分子连接性指数法对联合毒性数据的分析最为成功，R2达到了0.890。用辛醇／水分配系数法分别对苯酚苯胺类单环芳烃（37组）和萘酚、萘胺和二酚类（24组）芳烃的联合毒性数据进行回归，得到的模型相关性也较好，R2分别达到了0.838和0.852。通过将辛醇／水分配系数lgP引入到量子化学模型中，用前沿轨道能距⊿E和辛醇／水分配系数lgP能很好的预测2，4-二氯胺、2，4-二氯酚与共存化合物等毒性混合联合毒性；而对于不同毒性配比二元混合物及三元等毒性混合物的联合毒性则可用混合物的前沿轨道能距⊿Emix和辛醇／水分配系数lgPmix来进行描述。
曾小兰[6]（2007）在《部分持久性有机污染物的定量结构—性质关系研究》文中进行了进一步梳理持久性有机污染物（POPs）是一类能持久存在于环境中、通过食物链积累、对人类健康及环境造成有害影响的化学物质。POPs大多数是具有低水溶解度和高脂溶性的卤化物,同时也是半挥发性的物质,能够蒸发或被吸附到大气颗粒物中,因此,它们能够在空气和水中经历长距离的迁移。定量结构-性质相关（QSPR）是一个涵盖了化学、生物、数学、计算机等多门科学的交叉学科点,是国际上十分活跃的前沿领域,已经成为对有机污染物进行生态风险评价的一个重要手段,它可以用于预测有机污染物在环境中的迁移、转化和分布等行为。在有机污染物的QSPR研究中,量子化学计算是获得分子结构参数的重要方法。本论文选择一些典型的持久性有机污染物,如多氯代二苯醚（PCDEs）分子、多溴代二苯醚（PBDEs）分子、多氯二苯并对二恶英（PCDDs）和取代萘系列化合物等作为研究对象,进行QSPR研究。采用密度泛函理论（DFT）方法在B3LYP/6-31G*水平上对PCDEs、PBDEs和PCDDs的分子结构进行了全优化计算,以计算得到的量子化学参数作为理论描述符,采用GQSARF 2.0和SPSS 12.0 for windows统计程序进行正向逐步回归分析,建立了这些POPs的环境分配性质的QSPR模型:（1） PCDEs的过冷液体蒸汽压（lgPL）、正辛醇/水分配系数(lgKow)和水溶解度(-lgSw,l)的QSPR模型,这3个QSPR模型的相关系数（R2）分别为0.988、0.958和0.959,估计的均方根误差（RSMEE）分别为0.134、0.116和0.327;（2） PBDEs的lgPL和正辛醇/空气分配系数(lgKoa)的QSPR模型,这两个模型都包含三个分子结构参数（q-,μ和α）,其R2都为0.997,RSMEE分别为0.073和0.062;（3） PCDDs类化合物的lgKow和-lgSw的QSPR模型,两个模型都只含一个变量（α）,其R2分别为0.978和0.866,RSMEE分别为0.300和0.270;（4）采用Hartree-Fock和DFT方法,在4种不同水平上优化计算了24个取代萘系列化合物的分子结构,采用上述同样的方法分别建立了四种水平上的三变量（EHOMO,q+和α）lgKow模型,通过比较得到,在HF/6-311G**水平计算得到的模型最好,R为0.966,RSMEE为0.380;（5）同时,采用氯原子取代位置（PCS）方法对PCDEs的环境分配性质进行QSPR研究,建立了PCDEs的lgPL、lgKow和-lgSw,l的QSPR模型,其R2分别为0.991、0.983和0.965,RSMEE分别为0.110、0.100和0.300。这些模型都有较高的R2值和较低的RSMEE值,说明模型具有好的模型估计能力。采用留一的交叉验证和外部检验、t-检验或F-检验和变异膨胀因子（VIF）等方法对所建立的QSPR模型进行了统计检验和评价,检验结果证明所建立的模型具有高的预测能力和稳健性,因此,所建立的模型可用于这些POPs性质的预测和机理的推导。研究结果表明:与DFT方法相比,氯原子取代方法更加简单,但DFT方法所得参数的物理意义更加明确。同时,把所建立的模型结果分别与文献结果进行了比较,本研究所建立的QSPR模型优于文献中用PM3、连接性指数、AM1法和单苯环氯取代指数等方法所得到的模型。
堵锡华[7]（2005）在《取代芳香族化合物生物活性的拓扑学》文中进行了进一步梳理定义并计算了取代芳香族化合物的价连接性指数mH,研究了取代芳香族化合物结构与其对发光菌、大型蚤、呆鲦鱼生物活性参数的关系,由化合物对水生生物的急性毒性与mH的线性回归方程得出的预测值与实验测定值之间能较好地吻合。
李玉梅[8]（2005）在《卤代苯类化合物对江水细菌的毒性及其QSAR研究》文中进行了进一步梳理随着工农业的发展和化学品的广泛应用，大量有毒、有害物质通过各种途径进入天然水体中，造成了不同程度的水体污染。为了保护水资源，科学、合理的制定污染物在水环境的允许浓度和排放标准，人们采用各种方法对水体进行监测和评价。 本文以长江南京段江水作为微生物源，采用细菌生长抑制法，分别进行了卤代苯类化合物对江水细菌的24h急性毒性试验和7d慢性毒性实验，得到了浓度—效应曲线，求得了相应的24h半数抑制浓度值和7d最大允许浓度值。结果表明，卤苯类化合物对江水细菌的毒性与苯环上取代基的种类、数目和位置有关。 从Biobyte软件查得18个化合物分子的辛醇／水分配系数lgP；用分子连接性指数法计算了化合物的各阶价分子连接性指数；用MOPAC6.0-AM1软件计算了化合物的电性参数及空间参数。 应用SPSS11.0统计软件，分别采用辛醇／水分配系数法、分子连接性指数法、量子化学法和基团贡献法对化合物的急、慢性毒性数据进行定量构效关系（QSAR）研究，得到了相应的QSAR模型。结果表明，分子连接性指数法、量子化学法和基团贡献法对毒性数据的分析都是较为成功的，所有回归方程相关系数校正值的平方Radj2均在0.870以上，模型的稳定性和预测效果也很好；用辛醇／水分配系数法分别对极性化合物和非极性化合物的毒性数据进行回归，得到的模型相关性很好。 卤代苯类化合物对江水细菌的毒性主要与化合物分子的体积和范德华面积有关，随着化合物分子体积和表面积的增大，毒性增强；取代基的电子因素对化合物的毒性也有一定影响。非极性化合物和极性化合物毒性与lgP都存在明显的正相关关系，相对于非极性化合物毒性而言，极性化合物的毒性更高，其毒性除了与化合物在水和生物相的分配过程有关外，还可能与化合物分子的电子因素有关。
王遵尧[9]（2004）在《Hartree-Fock方法研究取代芳烃的结构与急性毒性的定量关系》文中提出在HF 6- 31 1G 水平上计算了 2 6个取代芳烃化合物 ,用电荷密度为 0 .0 0 1e bohr3 轮廓的分子体积代替vanderWaals体积 ,以线性溶解能理论为基础 ,将结构参数作为理论描述符 ,导出两个理论线性溶解能相关模型 ,得出取代芳烃化合物的分子结构与对发光菌和呆鲦鱼毒性 （ -lgEC50 和 -lgLC50 ）的定量关系方程 （r2 分别为 0 .871 9和 0 .90 89） ,两方程可以应用于同类化合物在相同条件下毒性的预测 ,得到的模型明显优于AM1的结果
许高金[10]（2003）在《苯酚、苯胺类化合物定量结构与毒性的QSAR研究》文中研究说明本项研究主要通过Chemoffice6.0软件中的AMI-MOPAC算法计算了36个苯酚、苯胺类化合物的量子化学结构参数，其中包括表征化合物分配能力的logKow脂溶性参数、表征化合物极性MR、表征化合物结构性能的HOF、TE、Ele.E、Torsion E等电性参数以及反映化合物分子轨道能的ELUMO、EHOMO的轨道能参数，并对大型蚤的24hEC50与各参数之间的关系进行探讨，进一步了研究量子化学参数与其毒性的关系。 采用多元逐步回归法建立了揭示模型线性关系的QSAR模型，对模型进行稳定性检验，并采用样本集外的化合物对所建立的QSAR模型进行预测；选择合适的网络结构模型（8：8：1），运用人工神经网络的BP算法，建立揭示模型的非线性关系的QSAR模型。在此基础上对两种不同方法建立的QSAR模型进行比较，结果表明运用人工神经网络的BP算法建立的QSAR模型，其稳定性以及预测效果均优于多元逐步回归分析所得的QSAR模型。并根据所得的QSAR模型对苯酚、苯胺类化合物的毒性机理进行探讨。
二、取代萘系列化合物对发光菌毒性的建模及稳健性检验（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、取代萘系列化合物对发光菌毒性的建模及稳健性检验（论文提纲范文）
（1）印染污泥的生物毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 印染污泥 |
| 1.1.1 印染污泥的来源 |
| 1.1.2 印染污泥的特征污染物 |
| 1.1.3 印染污泥的处理处置现状 |
| 1.2 生物毒性研究方法概述 |
| 1.2.1 蚯蚓生物毒性研究方法 |
| 1.2.2 发光菌生物毒性研究方法 |
| 1.3 US-Fenton联合处理技术 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.5.1 印染污泥的毒性效应研究 |
| 1.5.2 US-Fenton联合处理印染污泥的毒性效应研究 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试剂、药品与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂与药品 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.2 样品采集与预处理 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 印染污泥的基本性质与PAHs含量的测定 |
| 2.3.2 US-Fenton联合处理印染污泥 |
| 2.3.3 印染污泥对蚯蚓的毒性实验 |
| 2.3.4 印染污泥浸出液对发光菌的毒性实验 |
| 第三章 印染污泥的毒性效应 |
| 3.1 印染污泥中PAHs的生态风险评价 |
| 3.2 印染污泥对蚯蚓的毒性实验结果 |
| 3.2.1 蚯蚓急性毒性实验 |
| 3.2.2 蚯蚓体腔细胞溶酶体中性红保留时间(NRRT) |
| 3.2.3 蚯蚓回避行为实验 |
| 本章小结 |
| 第四章 US/Fenton联合处理印染污泥的毒性效应 |
| 4.1 印染污泥中PAHs的降解效果 |
| 4.2 降解后的印染污泥毒性实验结果 |
| 4.2.1 蚯蚓回避行为实验 |
| 4.2.2 印染污泥浸出液对发光菌的毒性实验 |
| 本章小结 |
| 总结与展望 |
| 总结 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（2）大环内酯类抗生素的酶活性抑制效应及构效关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 第一节 抗生素使用现状调查 |
| 1.1 兽用抗生素使用现状 |
| 1.2 存在问题 |
| 1.2.1 盲目、随意用药问题突出 |
| 1.2.2 过量、长期使用抗生素情况普遍 |
| 1.2.3 禁用抗生素的使用时有发生 |
| 1.2.4 人药兽用现象依然存在 |
| 1.2.5 药物配伍不当现象明显 |
| 第二节 大环内酯类抗生素的环境效应研究进展 |
| 1.1 大环内酯类抗生素的发展 |
| 1.2 大环内酯类抗生素的环境行为分析 |
| 1.2.1 大环内酯类抗生素的残留 |
| 1.2.2 在土壤中的环境行为与毒性效应 |
| 1.2.3 在水体中的环境行为与毒性效应 |
| 1.2.4 大环内酯类抗生素对哺乳动物的影响 |
| 1.2.5 大环内酯类抗生素应用带来的耐药性 |
| 参考文献 |
| 第二章 大环内酯类抗生素对酶活性抑制效应研究 |
| 第一节 大环内酯类抗生素对酶活性抑制作用研究进展 |
| 2.1 对乙酰胆碱酯酶抑制作用 |
| 2.2 对谷氨酰转肽酶抑制作用 |
| 第二节 大环内酯类抗生素对酶活性抑制作用 |
| 2.1 有机溶剂的选取 |
| 2.2 大环内酯类抗生素对乙酰胆碱酯酶的抑制作用 |
| 2.2.1 有机溶剂对乙酰胆碱酯酶的影响 |
| 2.2.2 大环内酯对乙酰胆碱酯酶的影响 |
| 2.3 大环内酯类抗生素对谷氨酰转肽酶的抑制作用 |
| 2.3.1 有机溶剂对谷氨酰转肽酶的影响 |
| 2.3.2 大环内酯对谷氨酰转肽酶的影响 |
| 2.4 结果讨论 |
| 参考文献 |
| 第三章 大环内酯类抗生素的QSAR研究 |
| 第一节 大环内酯类抗生素QSAR模型研究进展 |
| 3.1 大环内酯类抗生素的结构效应分析 |
| 3.1.1 大环内酯类抗生素不同结构的活性/性质差异 |
| 3.1.2 大环内酯分子的取代基效应 |
| 3.2 大环内酯类抗生素QSAR研究 |
| 3.2.1 国内外关于大环内酯类抗生素QSAR研究进展 |
| 3.2.2 大环内酯分子结构参数的影响 |
| 3.3 结语 |
| 第二节 分子结构参数的获取 |
| 3.1 有机溶剂分子结构描述符的计算 |
| 3.2 大环内酯类抗生素分子结构描述符的获取 |
| 3.2.1 二维和三维结构图谱的构建 |
| 3.2 分子结构参数的计算及统计分析 |
| 3.2.1 由Chemoffice计算出的结构参数 |
| 3.2.2 由DRAGON计算出的结构参数 |
| 3.3 数据处理 |
| 第三节 有机溶剂和大环内酯类抗生素对两种酶活性抑制作用QSAR模型构建 |
| 3.1 有机溶剂对乙酰胆碱酯酶的抑制作用QSAR模型建立及分析 |
| 3.2 大环内酯对乙酰胆碱酯酶的抑制作用QSAR模型建立及分析 |
| 3.3 有机溶剂对谷氨酰转肽酶的抑制作用QSAR模型建立及分析 |
| 3.4 大环内酯类抗生素对谷氨酰转肽酶抑制作用QSAR模型建立及分析 |
| 参考文献 |
| 第四章 大环内酯类抗生素检测方法的建立 |
| 4.1 大环内酯类抗生素检测方法研究现状 |
| 4.2 大环内酯类抗生素检测方法建立 |
| 4.2.1 仪器与试剂 |
| 4.2.2 色谱条件 |
| 4.2.3 标准溶液的配制 |
| 4.2.4 结果与讨论 |
| 参考文献 |
| 结论 |
| 论文不足之处及展望 |
| 致谢 |
| 个人简介及攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（3）多氯联苯重度污染土壤的淋洗修复技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 电子垃圾及其拆解 |
| 1.2 多氯联苯 |
| 1.2.1 多氯联苯的结构及其物理化学性质 |
| 1.2.2 多氯联苯的环境特性 |
| 1.3 多氯联苯污染土壤修复技术 |
| 1.3.1 物理修复技术 |
| 1.3.2 生物修复技术 |
| 1.3.3 化学修复技术 |
| 1.4 淋洗剂 |
| 1.4.1 表面活性剂的基本性质 |
| 1.4.2 表面活性剂的分配增溶理论 |
| 1.4.3 表面活性剂对多氯联苯污染土壤淋洗的机理 |
| 1.4.4 土柱试验的增溶 |
| 1.5 定量构效关系（QSAR） |
| 1.5.1 定量构效关系的研究方法 |
| 1.5.2 疏水有机污染物的 logK_(ow)与 logK_(mw)及其定量构效关系研究 |
| 1.6 研究目标与内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第二章 多氯联苯污染土壤的批量平衡震荡淋洗研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料、试剂及试验仪器 |
| 2.2.1 土壤样品及制备 |
| 2.2.2 试剂 |
| 2.2.3 主要化学设备和仪器 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 GC-MS 分析条件 |
| 2.3.2 土壤本底值的测定 |
| 2.3.3 萃取条件优化试验 |
| 2.3.4 淋洗剂选择试验 |
| 2.3.5 吸附试验 |
| 2.3.6 洗脱时间对洗脱效果的影响试验 |
| 2.3.7 洗脱次数对洗脱效果的影响试验 |
| 2.3.8 pH 对洗脱效果的影响试验 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 萃取剂种类和萃取时间对萃取效果的影响 |
| 2.4.2 淋洗剂种类对洗脱效果的影响 |
| 2.4.3 淋洗剂在土壤上吸附的影响 |
| 2.4.4 洗脱时间对洗脱效果的影响 |
| 2.4.5 洗脱次数对洗脱效果的影响 |
| 2.4.6 淋洗剂 pH 对洗脱效果的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 多氯联苯污染土壤的土柱淋洗研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料、试剂及试验装置 |
| 3.2.1 材料及试剂 |
| 3.2.2 试验装置 |
| 3.3 试验操作步骤 |
| 3.4 试验方法 |
| 3.4.1 土壤孔隙体积的测定试验 |
| 3.4.2 淋洗速率对洗脱效果的影响试验 |
| 3.4.3 淋洗方式对洗脱效果的影响试验 |
| 3.4.4 淋洗速率对穿透曲线的影响试验 |
| 3.4.5 淋洗剂种类对 PCBs 在土柱中残留量纵向分布的影响试验 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 淋洗速率对土柱洗脱效果的影响 |
| 3.5.2 淋洗方式对土柱洗脱效果的影响 |
| 3.5.3 淋洗速率对土柱穿透的影响 |
| 3.5.4 PCBs 在土柱中残留量纵向分布 |
| 3.5.5 实验室模拟土和实际污染土的洗脱效果对比 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 多氯联苯 logK_(ow)的 QSAR 研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 目标 PCBs |
| 4.2.2 量子化学参数的计算和选择 |
| 4.2.3 建模方法和评价指数 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 模型的建立和优化 |
| 4.3.2 分析和讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 TX-100 对 Aroclor 1254 增溶的 logK_(mw)QSAR 研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 增溶试验及数据的获得 |
| 5.2.1 TX-100 对 Aroclor 1254 的增溶试验 |
| 5.2.2 logK_(mw)数据及量子化学参数的获得 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 模型的建立和优化 |
| 5.3.2 分析和讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 本研究可能的创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（4）土壤中重金属与多环芳烃对发光菌毒性及QSAR研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 土壤污染概述 |
| 1.1.1 土壤污染定义及分类 |
| 1.1.2 我国土壤污染现状 |
| 1.2 土壤石油污染 |
| 1.2.1 石油组分 |
| 1.2.2 重金属及其危害性 |
| 1.2.3 多环芳烃及其危害性 |
| 1.3 土壤污染物检测方法 |
| 1.3.1 常规理化检测方法 |
| 1.3.2 生物毒性检测方法 |
| 1.4 发光菌生物毒性测试方法及应用研究进展 |
| 1.4.1 发光菌简介及毒性测试原理 |
| 1.4.2 发光菌生物毒性测试方法优缺点 |
| 1.4.3 测试方法研究进展 |
| 1.4.4 发光菌在重金属及有机物毒性测试方面的应用 |
| 1.5 QSAR模型简介 |
| 1.6 研究意义及内容 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第2章 实验部分 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.3 主要仪器 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 发光菌生物毒性测试工作条件 |
| 2.4.2 土壤对发光菌毒性测试方法建立步骤 |
| 2.4.3 重金属含量测试方法 |
| 2.4.4 不同背景液制备方法 |
| 2.4.5 毒性数据表征 |
| 2.5 数据处理 |
| 第3章 发光细菌测定石油污染土壤生物毒性的方法 |
| 3.1 前处理条件正交试验 |
| 3.2 固液分离方式优化 |
| 3.3 方法建立与验证 |
| 3.4 本章小节 |
| 第4章 土壤中部分重金属单一及复合对发光菌毒性研究 |
| 4.1 重金属主成分分析 |
| 4.2 重金属单一毒性测试 |
| 4.2.1 单一重金属EC_(50)值测定 |
| 4.2.2 重金属QSAR参数收集及模型建立 |
| 4.2.3 重金属QSAR模型验证及机理解释 |
| 4.3 不同背景溶液中单一重金属对发光菌毒性及显着性分析 |
| 4.3.1 背景液选取 |
| 4.3.2 不同背景溶液中单一重金属对发光菌毒性测试结果 |
| 4.3.3 不同背景溶液对单一重金属毒性影响差异分析 |
| 4.4 标准土壤浸提液中重金属复合毒性测试及响应关系的建立 |
| 4.4.1 实验设计 |
| 4.4.2 重金属复合毒性测试结果及模型建立 |
| 4.4.3 综合毒性与重金属浓度响应关系的模型检验 |
| 4.4.4 重金属复合作用机理解释及控制对策 |
| 4.5 本章小节 |
| 第5章 土壤中PAH_S复合污染对发光菌毒性QSAR研究 |
| 5.1 QSAR几种算法比较 |
| 5.2 结构参数计算 |
| 5.3 PAHs对发光菌毒性QSAR模型建立 |
| 5.3.1 毒性数据来源 |
| 5.3.2 毒性与常见理化参数建模及检验 |
| 5.3.3 毒性与量子化学参数建模及检验 |
| 5.3.4 机理解释 |
| 5.4 气相色谱保留指数(RI)与量子化学参数相应关系 |
| 5.4.1 RI数据来源及与量化参数建模 |
| 5.4.2 RI与量化参数模型检验 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（5）苯酚苯胺类对绿藻的联合毒性及QSAR研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 联合毒性研究的意义 |
| 1.2 联合毒性作用机制 |
| 1.3 影响联合毒性作用的因素 |
| 1.4 联合毒性作用的分类与评价 |
| 1.4.1 联合作用类型 |
| 1.4.2 联合毒性的评价方法 |
| 1.5 定量结构—活性相关(QSAR)研究 |
| 1.5.1 QSAR的概述 |
| 1.5.2 QSAR的结构参数 |
| 1.5.3 QSAR的建模方法 |
| 1.6 研究的内容和目的 |
| 第二章 化合物联合毒性的测定 |
| 2.1 实验仪器 |
| 2.2 实验药品与试剂 |
| 2.2.1 受试化合物 |
| 2.2.2 试剂 |
| 2.3 试验材料 |
| 2.4 斜生栅列藻培养基配方 |
| 2.5 试验步骤 |
| 2.5.1 实验器皿的清洗与灭菌 |
| 2.5.2 受试组分标准溶液的配制 |
| 2.5.3 藻种的培养与纯藻种的制备 |
| 2.5.4 斜生栅列藻对数生长期的确定 |
| 2.5.5 联合毒性预实验 |
| 2.6.6 联合毒性正式实验 |
| 2.6.7 实验数据处理 |
| 第三章 实验结果与讨论 |
| 3.1 二元混合物等毒性混合联合毒性研究 |
| 3.1.1 2,4-二氯胺等毒性二元混合实验研究 |
| 3.1.2 2,4-二氯酚等毒性二元混合实验研究 |
| 3.2 不同毒性配比二元混合联合毒性实验研究 |
| 3.2.1 实验设计 |
| 3.2.2 2,4-二氯胺与β-萘酚不同毒性配比混合的联合毒性效应 |
| 3.2.3 苯酚与苯胺不同毒性配比混合的联合毒性效应 |
| 3.2.4 苯酚与β-萘酚不同毒性配比混合的联合毒性效应 |
| 3.2.5 2,4-二氯酚与3-氯胺不同毒性配比混合的联合毒性效应 |
| 3.2.6 不同毒性配比混合条件下的联合毒性比较 |
| 3.3 三元等毒性混合联合毒性效应研究 |
| 3.3.1 实验设计 |
| 3.3.2 浓度-效应关系曲线 |
| 3.3.3 实验结果及讨论 |
| 3.4 不同评价方法的比较 |
| 第四章 化合物的联合毒性QSAR模型研究 |
| 4.1 化合物结构参数的选择和计算 |
| 4.1.1 参数的选择 |
| 4.1.2 参数的计算 |
| 4.2 QSAR模型的建立及检验方法 |
| 4.3 联合毒性预测模型 |
| 4.3.1 辛醇/水分配系数法 |
| 4.3.2 分子连接性指数法 |
| 4.3.3 量子化学方法 |
| 4.3.4 小结 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 主要贡献及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）部分持久性有机污染物的定量结构—性质关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 有机污染物定量结构-性质关系概述 |
| 1.1 有机污染物定量结构-性质关系研究的意义、现状和前景 |
| 1.1.1 有机污染物的定量结构-性质关系研究的意义 |
| 1.1.2 有机污染物QSPR 的国内外研究现状及应用前景 |
| 1.2 有机污染物的QSPR 研究方法概述 |
| 1.2.1 QSPR 的概念模式 |
| 1.2.2 QSPR 的研究方法 |
| 1.2.3 QSPR 的求解方法 |
| 1.3 QSPR 研究中常用的分子结构参数 |
| 1.3.1 有机分子常用的间接理化参数 |
| 1.3.2 量子化学参数 |
| 1.4 本论文的研究内容与创新之处 |
| 第2章 理论基础与研究方法 |
| 2.1 理论基础 |
| 2.1.1 QSPR 建模的理论基础 |
| 2.1.2 密度泛函理论基础 |
| 2.2 量子化学参数的计算 |
| 2.3 建模方法—多元逐步回归法 |
| 2.4 评价QSPR 模型的几个重要统计参数 |
| 2.5 QSPR 模型质量评价 |
| 第3章 多氯代二苯醚化合物的定量结构-性质关系研究 |
| 3.1 PCDES 的研究现状、性质和来源 |
| 3.2 实验数据的来源 |
| 3.3 量子化学参数的计算 |
| 3.4 模型建立的方法 |
| 3.5 PCDES 的P_L 的QSPR 模型 |
| 3.5.1 P_L 与结构参数相关的QSPR 模型 |
| 3.5.2 P_L 与氯原子取代位置参数相关的QSPR 模型 |
| 3.5.3 P_L 的QSPR 模型的验证 |
| 3.6 PCDES 的K_(OW)和S_(W,L)的QSPR 模型 |
| 3.6.1 K_(ow)和S_(w,l) 与结构参数相关的QSPRs 模型 |
| 3.6.2 K_(ow)和S_(w,l) 与氯原子取代位置参数相关的QSPR 模型 |
| 3.6.3 K_(ow)和S_(w,l) 的QSPRs 模型的验证 |
| 3.7 与其它方法的比较 |
| 3.7.1 P_L 模型与文献方法的比较 |
| 3.7.2 K_(ow)和S_(w,l)模型与文献方法的比较 |
| 3.8 PCDES 的热力学性质与氯原子取代位置参数的关系 |
| 3.9 本章小结 |
| 第4章 多溴代二苯醚合物的理化性质研究 |
| 4.1 PBDES 的研究现状、性质和来源 |
| 4.2 实验数据的来源 |
| 4.3 量子化学参数的计算 |
| 4.4 PBDES 的P_L 的QSPR 模型 |
| 4.5 PBDES 的K_(OA)的QSPR 模型 |
| 4.6 PBDES 的K_(OW)的QSPR 模型 |
| 4.7 QSPR 模型的验证 |
| 4.8 与文献结果的比较 |
| 4.9 本章小结 |
| 第5章 取代萘系列化合物的正辛醇/水分配系数的QSPR 研究 |
| 5.1 LGK_(OW)的实验数据的来源 |
| 5.2 量子化学参数的计算 |
| 5.3 LGK_(OW)的相关模型 |
| 5.4 HF/6-311G**水平的LGK_(OW)模型验证 |
| 5.5 与分子性质在线计算程序的计算结果的比较 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 多氯代二苯并-对-二恶英的-LGS_W和LGK_(OW)的QSPR 研究 |
| 6.1 LGS_W和LGK_(OW)实验数据的来源 |
| 6.2 结构参数间的相关矩阵 |
| 6.3 PCDDS 的-LGS_W的QSPR 模型 |
| 6.4 PCDDS 的LGKO_W的QSPR 模型 |
| 6.5 QSPRS 模型验证 |
| 6.6 与半经验AM1 方法的比较 |
| 6.7 本章小结 |
| 第7章 结 论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
（7）取代芳香族化合物生物活性的拓扑学（论文提纲范文）
| 1 原理和方法 |
| 2 mH与取代芳香族化合物对水生生物急性毒性的相关性 |
| 3 稳健性检验 |
| 4 结果讨论 |
（8）卤代苯类化合物对江水细菌的毒性及其QSAR研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 目录 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水生生物毒性试验 |
| 1.2 剂量—反应关系 |
| 1.3 分子毒性机理 |
| 1.4 定量结构—活性相关(QSAR)研究 |
| 1.5 国内外对水生生物毒性的研究进展 |
| 1.6 研究内容及意义 |
| 第二章 化合物毒性的测定 |
| 2.1 实验方法的选择 |
| 2.2 实验试剂与材料 |
| 2.3 实验仪器 |
| 2.4 实验步骤 |
| 第三章 测试结果及讨论 |
| 3.1 急性毒性实验结果及讨论 |
| 3.2 慢性毒性 |
| 3.3 条件实验结果 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 QSAR模型研究及预测 |
| 4.1 化合物结构参数的选择和计算 |
| 4.2 QSAR模型的建立及检验方法 |
| 4.3 卤代苯对水生生物急性毒性的QSAR研究 |
| 4.4 卤代苯对水生生物慢性毒性的QSAR研究 |
| 4.5 急性毒性与慢性毒性之间的关系 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 贡献及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）苯酚、苯胺类化合物定量结构与毒性的QSAR研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 QSAR概述 |
| 1.2 QSAR的国内外研究现状 |
| 1.3 QSAR结构参数 |
| 1.4 QSAR结构参数 |
| 1.5 QSAR的研究意义 |
| 第二章 实验方法 |
| 2.1 数据选择 |
| 2.2 建模方法 |
| 2.3 模型验证 |
| 第三章 各量子化学结构参数与pEC_（50）之间的探讨 |
| 3.1 pEC_（50）值与logKow、MR之间的关系探讨 |
| 3.2 pEC_（50）值与HOF、TE、Ele．E、Torsion E之间的关系探讨 |
| 3.3 pEC_（50）值与E_（LUMO）、E_（HOMO）之间的关系探讨 |
| 第四章 各量子化学结构参数与pEC_（50）之间的探讨 |
| 4.1 多元逐步回归法 |
| 4.2 人工神经网络算法 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、取代萘系列化合物对发光菌毒性的建模及稳健性检验（论文参考文献）
- [1]印染污泥的生物毒性效应研究[D]. 卢杰. 广东工业大学, 2018(12)
- [2]大环内酯类抗生素的酶活性抑制效应及构效关系研究[D]. 赵英姿. 青岛大学, 2014(11)
- [3]多氯联苯重度污染土壤的淋洗修复技术研究[D]. 张方立. 华南理工大学, 2014(02)
- [4]土壤中重金属与多环芳烃对发光菌毒性及QSAR研究[D]. 信晶. 华北电力大学（北京）, 2011(09)
- [5]苯酚苯胺类对绿藻的联合毒性及QSAR研究[D]. 唐柱云. 河海大学, 2007(06)
- [6]部分持久性有机污染物的定量结构—性质关系研究[D]. 曾小兰. 桂林工学院, 2007(05)
- [7]取代芳香族化合物生物活性的拓扑学[J]. 堵锡华. 南昌大学学报(理科版), 2005(02)
- [8]卤代苯类化合物对江水细菌的毒性及其QSAR研究[D]. 李玉梅. 河海大学, 2005(02)
- [9]Hartree-Fock方法研究取代芳烃的结构与急性毒性的定量关系[J]. 王遵尧. 盐城工学院学报(自然科学版), 2004(03)
- [10]苯酚、苯胺类化合物定量结构与毒性的QSAR研究[D]. 许高金. 浙江大学, 2003(02)