一、混合重金属离子相互作用诱导的LPO与CuPb在鲫鱼组织中积累（论文文献综述）
宋春洁[1]（2021）在《环境重金属污染对乌蒙半细毛羊免疫功能和抗氧化能力的影响》文中研究说明乌蒙山区是长江和珠江中上游最重要的生态屏障,乌蒙半细毛羊是乌蒙山区的支柱产业。近年来,重金属污染严重危害了该区的自然生态系统。为了探索环境重金属污染对乌蒙半细毛羊免疫功能和抗氧化能力的影响,从冶炼厂附近采集的样品和对照样品中分别分析了水、土壤、牧草和动物组织中铅（Pb）、镉（Cd）、铜（Cu）、锌（Zn）、砷（As）、锰（Mn）和钼（Mo）的含量,测定了乌蒙半细毛羊血常规参数、生化参数、血清蛋白指标、免疫指标和抗氧化能力。结果表明:随着锌冶炼厂距离的增加,重金属（Pb、Cd、Cu和Zn）含量明显降低。与对照区域相比,受污染牧场水、土壤、牧草的Pb、Cd、Cu和Zn浓度极显着升高（P<0.01）。患病乌蒙半细毛羊毛发、血液和组织中（心、肝、脾、肺、肾、肌肉、骨骼和牙齿）中Pb、Cd、Cu、Zn的重金属浓度均极显着高于健康绵羊（P<0.01）。患病动物血红蛋白（Hb）含量和红细胞比容（HCT）水平极显着低于健康绵羊（P<0.01）。表明患病动物有小细胞低色素性贫血。与健康绵羊相比,肌酐（CRT）和乳酸脱氢酶（LDH）活性极显着降低（P<0.01）。病羊的总蛋白（TP）、白蛋白（ALB）、球蛋白（GLB）含量极显着低于健康动物（P<0.01）。患病乌蒙半细毛羊的白细胞介素-1β（IL-1β）、白细胞介素-2（IL-2）、白细胞介素-6（IL-6）、免疫球蛋白G（Ig G）和免疫球蛋白M（Ig M）含量极显着低于健康动物（P<0.01）。患病乌蒙半细毛羊血清总抗氧化水平（T-AOC）、超氧化物歧化酶（SOD）和谷胱苷肽过氧化物酶（GSH-Px）水平极显着低于健康动物（P<0.01）,而丙二醛（MDA）含量极显着高于健康绵羊（P<0.01）。因此,环境重金属污染能降低乌蒙半细毛羊的免疫功能和抗氧化能力,影响乌蒙半细毛羊的正常生长发育。
魏西鹏[2]（2020）在《典型多溴联苯醚-重金属在铁硫化物/微杆菌体系中的转化过程与机制》文中提出电子废物不当拆解带来的环境危害由来已久,特别是典型溴代阻燃剂多溴联苯醚（PBDEs）和重金属的复合污染给生态环境和人类健康带来极大风险。目前关于单一PBDEs或重金属污染修复的研究较多,但是对于PBDEs-重金属复合污染条件下的高效同步修复却鲜有报道。本论文以典型PBDEs-重金属复合污染物为研究对象,以硫化改性零价铁（S-nZVI）为修复材料,以课题组前期筛选获得的对PBDEs有高效吸附/降解作用的微杆菌Microbacterium Y2（MY2）为实验菌株,分别构建了S-nZVI、S-nZVI-MY2耦合修复体系,系统研究了PBDEs-重金属复合污染物在降解/去除体系中的转化过程与机制。本论文主要开展了以下四方面工作:（1）探究了十溴联苯醚（BDE-209）在S-nZVI体系中的还原转化过程及电子转移机制。结果表明BDE-209在S-nZVI体系中的降解动力学常数kobs比S2-和nZVI体系中kobs分别大58.3和7.1倍。在S-nZVI体系中,BDE-209能够被快速转化为低溴代联苯醚,其中一溴联苯醚（BDE-3）是检测到的脱溴反应终产物。溶剂同位素动力学实验表明直接接收来自S-nZVI表面硫化铁壳层的电子转移是BDE-209还原转化的主要机制,而间接的活性氢原子（·H）还原反应不是BDE-209的主要脱溴降解机理。与nZVI相比,S-nZVI表面涂覆的硫化铁壳层不仅可以较大程度降低水对nZVI的腐蚀速率,降低溶解性Fe（II）的溶出浓度,减少不必要的电子损失,而且可以加速电子从nZVI核到硫化铁层的传导过程,促进BDE-209在硫化铁壳层表面富集并接收电子发生还原脱溴反应。（2）明确了BDE-209和Pb（II）在S-nZVI体系中竞争反应过程和同步转化机制。在低剂量S-nZVI体系中,S-nZVI和Pb（II）之间的静电吸附作用远大于S-nZVI和BDE-209之间络合吸附作用,因此S-nZVI可以优先与Pb（II）反应。Pb（II）通过吸附、共沉淀和还原反应生成Pb0、Pb O和少量Pb S被固定在S-nZVI颗粒表面。而在S-nZVI表面上形成的Pb0活性位点与Fe0铁芯形成原电池效应,加速了电子从Fe0核心到BDE-209的传递速率,促进了BDE-209及其降解产物的还原转化过程。硫化改性过程还可以增强nZVI的疏水性,抑制水和溶解氧对nZVI的钝化和腐蚀过程,延长材料的储存时间和使用寿命。（3）比较了典型重金属Ni（II）、Cd（II）、Pb（II）和Cr（VI）在S-nZVI体系中吸附络合/还原转化机制,并分析了这四种共存金属离子对S-nZVI还原去除PBDEs（BDE-209和BDE-47）的影响过程及原理。结果表明吸附和还原反应主导了Cr（VI）的去除转化过程,而吸附络合和与共沉淀反应是Cd（II）转化的主要机制。共沉淀和还原转化控制着Ni（II）和Pb（II）的去除过程。因与S-nZVI反应生成的Fe-Cr氢氧化物阻碍了电子转移过程,共存Cr（VI）阴离子显着抑制了PBDEs的去除效率。然而,共存Cd（II）、Ni（II）和Pb（II）阳离子则可以促进S-nZVI对PBDEs的转化速率。Cd（II）离子通过对S-nZVI表面包裹的氧化铁/硫化铁壳层的去钝化过程轻微促进了S-nZVI体系中PBDEs的转化过程,但是该去钝化过程对PBDEs在Ni（II）/S-nZVI和Pb（II）/S-nZVI体系中的降解过程影响甚微。Pb（II）/S-nZVI体系中生成的Pb0/Fe0原电池效应显着提升了BDE-209的转化效率但对BDE-47的还原促进效果不明显。然而,对于Ni（II）/S-nZVI体系,除了通过原电池效应促进PBDEs降解外,Ni0/Fe0双金属还原水反应生成的原子氢（·H）在显着提升低溴代联苯醚BDE-47的还原降解过程中扮演着更为关键的作用。（4）构建了S-nZVI-MY2耦合修复体系,研究了BDE-209和Cr（VI）在S-nZVI及MY2界面迁移过程及转化机制。在S-nZVI-MY2耦合体系中,BDE-209和Cr（VI）均表现出较高的转换效率。Cr（VI）在1d内几乎被完全转化,BDE-209在7d内转化效率高达60.5%,远高于单一MY2/Cr（VI）或S-nZVI/Cr（VI）体系。Cr（VI）对MY2的毒性远大于S-nZVI和BDE-209,共存Cr（VI）离子会显着抑制MY2的生物降解能力,S-nZVI与Cr（VI）的反应极大地降低了活性氧基团ROS(尤其是·O2-和H2O2)的产生,从而抑制了Cr（VI）离子对MY2的毒性效应,为BDE-209的微生物降解转化提供了有利条件。本论文以典型PBDEs和重金属复合污染物为研究对象,突破了现有研究只关注单一POPs或者单一重金属污染修复的不足;构建的S-nZVI/MY2耦合修复体系克服了原有零价铁和微生物修复技术不能同时去除PBDEs和重金属离子复合污染的缺陷;深入探讨了PBDEs和重金属离子在S-nZVI/MY2界面的迁移过程和转化机制,研究结果将为电子废物拆解场地POPs和重金属复合污染去除技术发展和应用提供理论依据和有力支撑。
马少华[3]（2020）在《海洋重金属离子及相关酶活性的电化学传感研究》文中研究说明海洋约占地球总面积的71%,海洋不但为人类提供丰富的鱼类等海产品,而且能够稀释有害物质的浓度,降解大多数的垃圾,具有很强的稀释和降解作用。随着经济的发展,科技不断进步,人类活动日益加剧,大部分垃圾最终都是漂向了深海,因此造成了严重的海洋污染事件。其中海洋重金属污染越来越受到各国的重视,海产品中重金属污染一直是各国食品安全检测的重点。对海洋鱼类重金属含量进行检测及其生化指标的监测可以评估海洋重金属污染程度,对监测、防治海洋环境污染具有重要的意义。基于此,本文从以下几个方面展开研究:（1）采用原位沉积法制得锌汞齐薄膜电极,研究了快速扫描阳极溶出伏安法在测定海洋鱼类锌含量中的应用。原位沉积法就是让待测液中的锌离子完全被还原富集在玻碳电极的汞膜上,制备得到锌汞齐薄膜,把此薄膜用做工作电极。这种原位还原富集的方法省去了分析前的前处理过程,具有简便、快速,减少污染的优点。目前常用的普通扫描速度下,阳极溶出伏安法的峰电流很小,检测灵敏度低。文献资料和本文的研究结果证明,当锌离子浓度一样时,扫描速度越高,峰电流值越高,检测的灵敏度也越高。基于此,本文实验中使用了自制的具有电流反馈运算放大功能的印刷电路板（PCB）,这种电路可以在线补偿电阻下降,确保在高速扫描时无干扰峰出现。研究结果表明,500 V/s是最适宜的扫描速度,所测定Zn2+浓度为1×10-7g/m L～1×10-11g/m L溶液的峰电流的数据表明,这些浓度点与对应的峰电流成正比关系,可以得到一条用于检测Zn2+的标准工作曲线。根据这条标准工作曲线,可以推测出此种方法对Zn2+的检测限为3.33×10-12g/m L。由于反应中汞盐用量极少,所以处理得当时,对环境无污染。故此方法具有很好的研究和应用价值,可用广泛的用于灵敏检测海洋鱼类各组织器官中锌离子浓度,监测鱼类所在海域的锌污染程度。（2）利用杂交链反应（HCR）及脱氧核苷酸末端转移酶（Td T）扩增反应,研究开发了一种信号双重放大的高灵敏、高选择性的铅离子(Pb2+)检测方法。设计了四种DNA探针,包括一种含有巯基的DNA探针(Pb2+-DNAzyme)、一种可与DNA探针部分杂交及亦可引发HCR反应的辅助探针（H0）、以及两种可参与HCR放大反应的发夹DNA1（H1）和发夹DNA2（H2）探针。HCR扩增后,引入Td T以及一定配比的底物d NTP（d ATP:d GTP=4:6）,通过Td T特异性催化DNA链的3’-OH末端,生成随机排布富G DNA长链。在血红素（hemin）作用下,这种富G DNA链会从无规则的卷曲结构变成规则的G4结构,并具有辣根过氧化物酶活性,将3,3-二氨基联苯胺（DAB）被氧化形成不导电的不溶性沉淀物（IP）。使得电极界面和氧化还原探针之间的电子转移受到很大阻碍,导致电化学阻抗信号的显着放大,实现了铅离子的高灵敏、高选择性检测。本文通过添加加铅离子标准溶液来检测所制生物传感器的性能,测得的加标回收率在95.6%～105.0%之间,推测出检测下限为0.01 n M（S/N=3）。本文提供了一种具有较好前景的海洋相关重金属离子的电化学分析检测方法。（3）研究设计了一种G4-纳米线介导的开关调控电化学生物传感平台,用于灵敏检测镍离子(Ni2+)和组氨酸（His）。研究表明,电化学电流与Ni2+浓度的对数之间的良好线性关系,Ni2+浓度范围为0.5～500 n M,加标回收率为94.7%～100.7%,可推测出其检测下限为0.15 n M（S/N=3）。所设计的电化学传感策略主要依赖于以下三点:利用了高度稳定的四面体DNA作为电化学基底;通过末端脱氧核苷酸转移酶（Td T）聚合作用可以产生的随机G4-纳米线,并具有独特的过氧化物酶活性;利用Ni2+和His之间的特异性作用设置了一个可调控的电化学开关。由于Ni2+可破坏G4的形成变成一条直链DNA,通过His和Ni2+的竞争性结合,可以再次导致G4结构的形成,引起电化学信号的恢复。更重要的是,采用Ni2+和His作为模型输入,通过可读电化学信号变化完成NOT、YES和IMPLICATION逻辑门的设计。该G4-纳米线介导的独特电化学传感器在海洋相关的环境监测、药物分析和临床诊断等应用中具有很大潜力。（4）研究并合成了一种腺嘌呤/金离子（Au（III））配位化合物（腺嘌呤/Au配合物）,并基于此开发一种酶电化学生物传感器。首先,通过末端脱氧核苷酸转移酶（Td T）将三磷酸胸腺嘧啶脱氧核苷酸（d TTP）聚合到原始DNA 3’端的-OH末端,形成一条富T的长链DNA,由于腺嘌呤/Au配合物含有丰富的A碱基,因此可以和富T的长链通过碱基互补配对作用结合在一起。同时我们发现该配合物对H2O2具有电催化活性,基于此提供了一种简便和经济的方法来实现对Td T活性的无标记检测,这是基于能够捕获腺嘌呤/Au配合物的极长富T DNA定量确定的。此外,本文提出的Td T介导的检测方法也适用于碱性磷酸酶（ALP）活性的分析检测,主要是因为DNA的3’末端磷酸基团经碱性磷酸酶消化后,可以得到一个新的3’-OH末端。因此,新暴露的3’-OH末端可以通过Td T聚合生富T DNA,从而实现对ALP活性的检测。这种具有腺嘌呤/Au配合物的低成本、灵活的电化学传感系统为定量监测重金属污染情况下海洋鱼类DNA相关酶活性提供了一种简单、快速、无标记的方法。利用该电化学传感器测定Td T浓度,其检测下限可达0.01 U/m L（S/N=3）;在测定ALP活性时,且其检测下限为0.003 U/L（S/N=3）。以上研究结果表明,基于自制的印刷电路板的快速扫描阳极溶出伏安法可以明显提高锌离子的检测限;利用杂交链反应及脱氧核苷酸末端转移酶扩增反应可以高灵敏度、高选择性地检测铅离子;基于G4-纳米线介导的开关调控的电化学生物传感平台可用于灵敏检测镍离子(Ni2+)和组氨酸（His）,基于两者之间的特异性结合作用还可设置成一个电化学调控开关;利用腺嘌呤/Au配合物的电催化活性研究开发了可灵敏检测脱氧核苷酸末端转移酶和碱性磷酸酶的电化学方法。最后,将这些无标记、高灵敏度、高选择性的电化学检测方法用于海洋鱼类重金属离子及其应答生化指标的电化学分析检测。这些研究结果既给重金属离子的检测提供了一种新的研究方法,也为快速高效的监测海洋环境及其它水环境提供了一种经济实用的检测方法,具有重要的应用前景。
王倩[4]（2020）在《蜂胶黄酮对小鼠铅中毒的保护作用及其机制研究》文中提出铅是一种有毒且不可生物降解的重金属元素,因其在不同行业的广泛应用成为影响环境和人类健康的主要威胁之一。长期与铅的接触会对神经、血液、消化等系统产生不利影响,最终导致严重的疾病。因此,铅中毒的治疗一直是科学家们研究的热点。目前,临床主要采用毒性小的二巯丁二酸（DMSA）和2,3-二巯基丙磺酸钠（DMPS）治疗重度铅中毒,而对于中、轻度铅中毒则建议采用天然物质进行治疗和预防,因此寻找安全且具有生理功效的天然产物或药物显得尤为重要。黄酮类化合物是自然界广泛存在的植物次生代谢产物,具有强抗氧化、抗炎、增强免疫等药用功效。蜂胶是一种可用于保健食品的天然产物,因以黄酮化合物为主要有效成分而具有多种生物活性。为了充分开发利用蜂胶资源,本文以蜂胶中常见黄酮类化合物为主要研究对象,通过密度泛函理论和实验分析筛选抗氧化活性强的黄酮类化合物,并以其为代表探究黄酮对铅诱导小鼠肝肾组织损伤的预防性保护作用及机制,以及对肠道菌群紊乱的调节作用。此外,选择蜂胶为材料,研究了蜂胶乙醇提取物对铅诱导小鼠的预防性保护作用。主要研究内容如下:1.采用NBO电荷、解离能和概念DFT等方法,探究蜂胶中常见黄酮类化合物对金属离子配位以及自由基清除的能力。结果表明,杨梅素、槲皮素和木犀草素分子中邻苯二酚结构的羟基H原子具有多的正电荷分布和较小的解离能值易于被自由基进攻和夺取。同时,三种化合物分子均具有较低的分子轨道能隙而且羟基O原子上分布有较多的负电荷,利于与金属离子（M）发生反应并形成稳定的M-O键。2.采用光谱表征、抗氧化能力测定等方法,研究杨梅素、槲皮素和木犀草素的抗氧化能力以及与Pb（Ⅱ）的配位作用。结果表明,杨梅素分子的HOMO轨道在整个分子体系具有较好的分散性,利于与Pb（Ⅱ）之间发生L→M电荷转移,使其UV-Vis光谱显着红移52 nm。根据CDA分析结果可知,杨梅素分子可以向Pb（Ⅱ）的空轨道提供0.549电子,形成稳定的Pb-O键,使其红外光谱在729 cm-1处出现强的ν（Pb-O）。此外,通过FRAP、ABTS和DPPH等方法分析结果表明,杨梅素具有强的铁还原能力和自由基清除能力,其中对DPPH的清除能力高达90.11%。总而言之,杨梅素具有强的抗氧化能力和配位能力,可能成为体内除铅的有效成分,为进一步研究黄酮类化合物对铅暴露小鼠的保护作用提供了理论基础。3.通过分析肾脏组织金属离子水平、氧化应激参数、炎性细胞因子表达水平、肾组织病理学以及肾上皮细胞NF-κB p65阳性细胞表达的变化,研究杨梅素对铅诱导小鼠肾脏损伤的预防性保护作用及机制。结果表明,杨梅素可以有效预防铅暴露肾脏组织铅含量的升高（p<0.05）以及钙铁锌水平的降低;并抑制血清中BUN和CRE含量的升高;同时,有效地降低了MDA含量,并分别提高了SOD活性和GSH含量（p<0.05）;此外,杨梅素可通过抑制NF-κB途径介导的炎性反应,显着下调炎性细胞因子表达;并预防肾小球萎缩,缓解肾小管的肿胀和充血现象。4.通过测定小鼠肝脏组织金属离子、氧化应激参数、炎性细胞因子,并对肝脏进行病理学检查和采用免疫组织化学染色法观察肝上皮细胞NF-κB p65阳性细胞表达的变化,研究杨梅素对铅诱导小鼠肝脏损伤的预防性保护作用及机制。结果表明,杨梅素可以有效地预防铅暴露小鼠肝脏组织铅含量的升高（p<0.05）以及钙铁锌水平的降低。杨梅素不但有效抑制血清中ALT和AST含量的升高（p<0.05）,同时还可以有效地抑制过量MDA的生成,并提高内源抗氧化物SOD和GSH的水平（p<0.05）。此外,杨梅素可通过抑制NF-κB途径介导的炎性反应,显着下调TNF-α的高表达。小鼠染铅前给予100 mg/kg杨梅素可预防肝索紊乱、肝细胞排列混乱等损伤。5.采用16s rRNA测序法分析小鼠肠内容物的微生物群落,探究杨梅素对铅暴露小鼠肠道菌群紊乱的调节作用。结果表明,铅暴露改变了小鼠肠道菌群的多样性和丰度,而杨梅素能够在属水平上有效地预防Mucispirillum和Candidatus＿Arthromitus相对丰度的升高,并增加Adlercreutzia的相对丰度。因此,杨梅素能够有效地调节铅暴露小鼠肠道菌群的丰度和多样性。6.以蜂胶乙醇提取物为研究对象,利用Y迷宫实验、氧化应激等探究蜂胶乙醇提取物对铅诱导小鼠的预防性保护作用,同时用HPLC-DAD分析了蜂胶乙醇提取物中的黄酮类化合物。结果表明,蜂胶乙醇提取物中含有芦丁、杨梅素、桑色素、木犀草素、山奈酚、芹菜素、白杨素和高良姜素等黄酮类化合物。在铅暴露条件下,蜂胶乙醇提取物的预防性干预不仅有效降低铅诱导小鼠肝肾脑组织中的铅水平（p<0.05）;同时还可以显着保护小鼠的学习和记忆能力,抑制铅对中枢神经的影响;并且还可有效地预防肝肾脑组织的氧化损伤（p<0.05）。总之,蜂胶乙醇提取物对铅暴露小鼠的预防性保护作用,为进一步开发蜂胶资源提供了理论依据,同时,对可预防机体铅中毒的天然保健食品或药物的进一步研究具有参考价值。
曾善美[5]（2020）在《镉离子胁迫对中华乌塘鳢（Bostrychus sinensis）生物学特性影响及部分抗氧化基因差异表达分析》文中进行了进一步梳理抗氧化防御系统作为生物体一个重要的调节新陈代谢系统,可去除自身或外界刺激产生氧自由基,维持机体稳态,对生物体健康起着重要的作用。抗氧化防御系统中存在众多的抗氧化基因,它们根据作用位点功能的不同组成机体各道防线,其中第一道防线主要包括超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）、谷胱甘肽过氧化物酶（GPx）,它们是抗氧化剂整个防御策略中最为重要和不可或缺的部分,它们在一些硬骨鱼类中已经被发现,但对于中华乌塘醴领域的研究还有待进一步探索。中华乌塘醴,塘鳢科、乌塘鳢属,是我国东南沿海的一种经济优势种。它口感鲜美,营养丰富,具有传统医学上公认的促进伤口愈合的作用。近几年,随着沿海环境的污染,特别是重金属或有毒物质等污染物的存在,使中华乌塘醴栖息地遭到破坏,加重了其体内氧化压力,导致鱼体产生免疫和抗氧化反应。基于当前研究背景,本文分为四个部分:第一部分:文献综述,通过对中华乌塘醴、镉以及抗氧化防御系统三个方面的介绍以及研究进展概况,引出论文切入点以及研究的目的及意义。第二部分:镉离子对中华乌塘醴的急性毒性影响。先通过预实验确定中华乌塘醴在镉离子96小时胁迫下就七个不同的跨度较大的浓度梯度,摸索出镉离子胁迫下中华乌塘醴的100%致死浓度和最小致死浓度,再就该区间进行为期96小时的半致死测试正式实验,得出中华乌塘醴在镉离子胁迫下96小时的半致死浓度为61.44 mg/L。实验研究结果显示中华乌塘鳢较其他硬骨鱼类在抵抗重金属镉急性毒性方面具有更高的镉离子抗性,并就结果做出了几个推论,可能与其体内抗氧化基因强大的调节作用有关或者是鱼体中非酶促细胞抗氧化剂、细胞PUFA含量较其他鱼类高含量高,此外,实验环境的差异也会对测出的实验数值产生影响。第三部分:中华乌塘鳢四个关键抗氧化基因的cDNA克隆表达。本研究克隆获得中华乌塘醴超氧化物歧化酶基因家族两个基因（BsCu/Zn-SOD与BsMn-SOD）、过氧化氢酶基因（BsCAT）和谷胱甘肽过氧化物酶基因家族的两个亚型的编码基因（BsGPx1a和BsGPx1a）（Coding sequence,CDS）序列。其中Cu/Zn-SOD基因的开放阅读框包含465bp核苷酸,编码154个氨基酸;Mn-SOD基因的开放阅读框包含678bp核苷酸且编码225个氨基酸;CAT核心序列全长为1578bp,推导其编码525个氨基酸;Px1a核心序列全长为576 bp,推导其编码190个氨基酸;GPx1b核心序列全长为567 bp,推导其编码187个氨基酸。序列分析显示,Cu/Zn-SOD基因无信号肽,为胞内蛋白;Mn-SOD基因在N端含有27aa线粒体靶向序列;BsCAT基因与其它硬骨鱼类具有较高的同源性,尤其是过氧化氢酶近端活性位点与过氧化氢酶近端血红素配体签名序列都非常保守和三个氨基酸催化位点His75,His75和Tyr358;GPx1a和GPx1b核心序列的活性中心均发现编码在一个TGA密码子中的硒半胱氨酸残基。实验证实这些关键的抗氧化基因都具有较强的保守性。第四部分:镉离子对中华乌塘鳢Cu/Zn-SOD,Mn-SOD以及CAT基因表达的影响。本研究通过荧光定量PCR技术对镉离子胁迫下基于96小时半致死浓度设置的三个梯度胁迫的中华乌塘醴五个主要免疫、外界接触组织进行基因表达检测,发现镉离子胁迫在不同程度上诱导了中华乌塘醴肝脏、脾脏、鳃、皮肤和肌肉中Cu/Zn-SOD,Mn-SOD和CAT基因表达。其中,肝脏和脾脏在镉离子胁迫下均呈显着正反馈,相较于其他三个组织,这两个组织为中华乌塘醴主要的抗氧化器官;Mn-SOD基因在中华乌塘醴五个组织中的表达随时间增加而增加,趋势比Cu/Zn-SOD更加明显,推测在重金属氧化损伤中,Mn-SOD基因在阻止生命体受到金属毒性胁迫、保护细胞抗氧化损伤方面比Cu/Zn-SOD基因能力强。
路珍[6]（2020）在《镉和砷对褐牙鲆幼鱼线粒体的毒性效应及其作用机制》文中指出线粒体是细胞的能量代谢中心,机体大部分所需能量均由线粒体产生。除了在能量代谢中发挥重要作用之外,线粒体还参与调控细胞的增殖分化、氧化还原稳态、钙离子稳态、内分泌以及细胞凋亡等。本实验室前期研究表明,镉（Cd）和砷（As）均显着影响海洋生物（牡蛎、蛤仔、贻贝、鱼类等）的能量代谢,并且蛋白质组学分析发现Cd和As（Ⅴ）胁迫下褐牙鲆幼鱼体内20%-33%的差异表达蛋白（DEPs）与能量代谢有关。众所周知,能量代谢对维持生物生长和生存至关重要,是增殖分化、免疫应激、渗透压调节和生殖发育等生命活动的重要基础。研究表明,线粒体极易受到细胞内外环境影响,在机体应对外界或内部胁迫过程中发挥重要作用,可能是Cd和As生物毒性作用的靶点之一。然而,目前关于Cd和As对海洋生物线粒体毒性效应及其作用机制的研究依然缺乏。因此,本论文选取渤海典型重金属污染物Cd和As（Ⅴ）为暴露物,以渤海重要渔业物种褐牙鲆幼鱼为研究对象,以鳃和肝脏线粒体为研究靶点,整合代谢组学、蛋白质组学及传统生态毒理学研究方法,旨在从亚细胞水平和分子水平上系统地探究环境相关浓度（5μg/L和50μg/L）的Cd和As（Ⅴ）对褐牙鲆幼鱼线粒体的毒性效应,并构建线粒体响应通路图,为渤海Cd和As污染的生物监测和风险评估提供理论依据。研究结果如下:1. Cd对褐牙鲆幼鱼线粒体的毒性效应及其作用机制Cd暴露14天后,通过线粒体超微形态观察、线粒体膜电位检测及代谢组学和蛋白质组学分析表征Cd对褐牙鲆幼鱼线粒体的毒性效应。在亚细胞水平上,透射电镜观察发现5μg/L和50μg/L Cd均诱导鳃线粒体损伤,主要表现为线粒体膜破裂或脱落等;且鳃线粒体密度随暴露浓度增加而显着增加（P<0.01）,而线粒体面积指数显着降低（P<0.01）,即Cd胁迫不仅导致鳃线粒体损伤,还诱导鳃线粒体数量增多且形态变小。为探究Cd暴露对鳃线粒体功能的影响,首先检测了维持线粒体活性及功能的关键因素——线粒体膜电位,发现5μg/L和50μg/L Cd以浓度依赖性方式显着降低（P<0.05）鳃线粒体膜电位。之后,在分子水平上进行了代谢组学和亚细胞蛋白质组学分析。代谢组学结果表明,Cd诱导鳃中能量代谢相关代谢物（ATP、AMP和磷酸肌酸等）发生显着变化。基于i TRAQ的线粒体蛋白质组学分析显示,Cd诱导鳃线粒体产生128个DEPs,在5μg/L和50μg/L Cd暴露组分别共有74个和118个DEPs。其中,大部分DEPs呈上调表达趋势,且主要涉及三羧酸（TCA）循环和氧化磷酸化等能量代谢过程。进一步分析Cd对鳃线粒体的毒性作用机制发现,褐牙鲆幼鱼主要通过增强鳃线粒体TCA循环和氧化磷酸化促进ATP的产生以满足Cd胁迫条件下的能量需求,并通过上调线粒体形态与输入相关蛋白（线粒体接触位点和嵴组织系统复合物、线粒体内膜转位酶等）增强鳃线粒体的蛋白输入和结构稳定性缓解Cd毒性造成的线粒体损伤。在应激与凋亡方面,上调的鳃线粒体活性氧簇调节剂1和蛋白Nip Snap同系物2造成ROS过量累积并引发Ca2+超载,而电压依赖性阴离子选择通道蛋白、肽基脯氨酰异构酶F、ADP/ATP转位酶2以及Bcl2相关的细胞死亡激动剂等凋亡相关蛋白的差异表达诱导线粒体通透性转换孔的开放和凋亡诱导因子1的释放,最终诱发细胞凋亡。此外,Cd暴露条件下褐牙鲆幼鱼鳃线粒体的响应还涉及胆固醇代谢等。Cd暴露也造成褐牙鲆幼鱼肝脏线粒体膜结构损伤,并诱导线粒体密度和线粒体表面积增加即线粒体数量增多（P<0.05）,同时伴随出现大量脂滴,表明Cd不仅损伤肝脏线粒体的结构完整性而且会导致其代谢功能障碍。同时,显着降低的线粒体膜电位（P<0.01）也预示Cd干扰肝脏线粒体的正常功能。分子水平上,与鳃代谢组学结果相似,在肝脏代谢图谱中鉴定到能量代谢相关的差异代谢物。不同地是,无氧呼吸产物乳酸在肝脏中显着增加,且部分能量代谢相关的差异代谢物（如ATP、AMP和磷酸胆碱等）在5μg/L和50μg/L Cd暴露组中呈相反的变化趋势,表明Cd暴露条件下褐牙鲆幼鱼鳃和肝脏能量代谢响应模式不同。蛋白质组学结果表明,Cd诱导肝脏线粒体产生28个与能量代谢、应激与凋亡等过程相关的DEPs。其中,5μg/L Cd暴露组有14个,50μg/L Cd暴露组有19个。Cd诱导产生的肝脏线粒体DEPs数量比鳃线粒体少,且大多呈下调表达趋势。进一步分析Cd对褐牙鲆幼鱼肝脏线粒体的毒性作用机制发现,Cd诱导肝脏无氧呼吸增强,抑制线粒体蛋白输入,并通过干扰TCA循环和抑制氧化磷酸化电子传递等影响肝脏线粒体的能量产生。此外,下调的蛋白质磷酸酶1K和钙摄取蛋白1参与调控肝脏线粒体通透性转换孔和Ca2+摄取,而促凋亡蛋白（第二线粒体衍生的半胱天冬酶激活剂同系物）和抗凋亡蛋白（ATP依赖的RNA解旋酶和ATP依赖性锌金属蛋白酶等）的差异表达表明Cd干扰了褐牙鲆幼鱼肝脏中线粒体依赖性的细胞凋亡途径。2. As（Ⅴ）对褐牙鲆幼鱼线粒体的毒性效应及其作用机制As（Ⅴ）暴露14天后,透射电镜观察发现5μg/L和50μg/LAs（Ⅴ）均诱导褐牙鲆幼鱼鳃线粒体损伤,主要表现为嵴松散、断裂或脱落等;且鳃线粒体密度随暴露浓度增加而显着增加（P<0.01）,而鳃线粒体面积指数呈降低趋势,表明As（Ⅴ）诱导鳃线粒体数量增加但形态变小。之后,通过测定线粒体膜电位结合代谢组学和蛋白质组学分析表征As（Ⅴ）对鳃线粒体功能的影响。结果表明,与对照组相比,As（Ⅴ）暴露组鳃线粒体膜电位显着降低（P<0.05）。此外,在As（Ⅴ）暴露组鳃代谢图谱中鉴定到ATP、AMP、乳酸和葡萄糖等涉及无氧呼吸和能量代谢的差异代谢物。蛋白质组学结果表明,As（Ⅴ）诱导鳃线粒体产生83个与线粒体形态与输入、能量代谢和应激与凋亡等过程相关的DEPs。其中,5μg/L As（Ⅴ）暴露组有60个,50μg/L As（Ⅴ）暴露组有68个,且大部分DEPs呈上调表达趋势。进一步分析As（Ⅴ）对褐牙鲆幼鱼鳃线粒体的毒性作用机制发现,在线粒体形态与输入方面,As（Ⅴ）暴露诱导线粒体接触位点和嵴组织系统复合物、无机焦磷酸酶2等差异表达并造成鳃线粒体损伤和线粒体蛋白输入增强。在能量代谢方面,褐牙鲆幼鱼通过增强无氧呼吸、TCA循环及氧化磷酸化电子传递等过程增加了鳃线粒体能量产生以满足As（Ⅴ）胁迫条件下的能量需求。在应激与凋亡方面,电压依赖性阴离子选择通道蛋白、ADP/ATP转位酶和磷酸载体蛋白等的差异表达增强了线粒体膜通透性,而Bcl2相关的细胞死亡激动剂、ATP依赖的RNA解旋酶和丝氨酸蛋白酶等凋亡调控蛋白的差异表达表明As（Ⅴ）抑制了鳃组织中线粒体依赖性的细胞凋亡途径。As（Ⅴ）暴露诱导褐牙鲆幼鱼肝脏线粒体嵴损伤和线粒体密度呈浓度依赖性方式增加（P<0.01）,线粒体面积指数也呈增加趋势,但仅5μg/L As（Ⅴ）暴露组与对照组具有显着性差异（P<0.01）,即5μg/L As（Ⅴ）诱导肝脏线粒体数量增加而50μg/L As（Ⅴ）诱导肝脏线粒体数量增加且形态变小。此外,5μg/L和50μg/L As（Ⅴ）暴露组肝脏线粒体膜电位显着降低（P<0.05）。代谢组学结果表明,仅在50μg/L As（Ⅴ）暴露组发现能量代谢相关的差异代谢物（ATP、AMP、乳酸和葡萄糖等）,表明50μg/L As（Ⅴ）与5μg/L As（Ⅴ）相比对肝脏无氧呼吸等能量代谢过程具有更强的干扰作用。蛋白质组学分析表明,As（Ⅴ）诱导肝脏线粒体产生40个与能量代谢和应激与凋亡等过程相关的线粒体DEPs。其中,5μg/L As（Ⅴ）暴露组有5个,50μg/L As（Ⅴ）暴露组有35个。进一步分析As（Ⅴ）对肝脏线粒体的毒性作用机制发现,褐牙鲆幼鱼通过促进肝脏无氧呼吸并增强TCA循环和氧化磷酸化缓解As（Ⅴ）胁迫条件下ATP的过度消耗。在应激与凋亡方面,As（Ⅴ）通过上调ADP/ATP转位酶3、补体成分1Q子结合蛋白和早老素相关的菱形样蛋白等增强线粒体膜通透性并干扰了肝脏中线粒体依赖性的细胞凋亡;另一方面,肝脏线粒体通过上调甲硫氨酸-R-亚砜还原酶B2和硫氧还蛋白等维持ROS稳态以降低As（Ⅴ）毒性造成的线粒体损伤。此外,As（Ⅴ）对褐牙鲆幼鱼肝脏线粒体的毒性机制还涉及蛋白质翻译和修饰以及维生素D合成等。3. Cd和As（Ⅴ）对褐牙鲆幼鱼线粒体的毒性作用机制比较Cd和As（Ⅴ）对褐牙鲆幼鱼线粒体的毒性机制存在较大差异,但均诱导线粒体数量增加、线粒体损伤以及线粒体膜电位降低。同时,Cd和As（Ⅴ）均诱导褐牙鲆幼鱼增强鳃线粒体TCA循环和氧化磷酸化过程。此外,Cd诱导褐牙鲆幼鱼显着上调鳃线粒体的形态稳定性和蛋白输入,并促进线粒体依赖性的细胞凋亡;而As（Ⅴ）诱导褐牙鲆幼鱼显着下调鳃线粒体形态稳定性但增强线粒体蛋白输入,促进无氧呼吸,并抑制线粒体依赖性的细胞凋亡。Cd和As（Ⅴ）均诱导褐牙鲆幼鱼肝脏无氧代谢增强,并干扰了线粒体依赖性的细胞凋亡途径。Cd抑制肝脏线粒体蛋白输入和氧化磷酸化,并干扰TCA循环;而As（Ⅴ）诱导褐牙鲆幼鱼增强肝脏线粒体TCA循环和ROS稳态,并造成ATP产生量降低。
王鸣宇[7]（2020）在《纳米氧化镍作用下人工湿地系统除污性能研究》文中研究说明纳米氧化镍颗粒（NiO NPs）具有特殊的光学和电化学特性,在电池电机、催化和传感器等领域有着广泛应用。含NiO NPs产品在使用生命周期内能够通过磨损、风化和洗涤等过程释放NiO NPs进入大气、水体和土壤环境,造成潜在的环境风险。已有大量研究证实,NiO NPs存在生物毒性和不良的环境效应。同时,NiO NPs也不可避免地流入城镇污水系统中。人工湿地作为一种常见的污水处理技术,必然会受到污水中NiO NPs的影响。因此,探究NiO NPs对人工湿地除污性能的影响,探寻人工湿地去除污水中NiO NPs的可行性,是一个与生态安全和纳米技术可持续性发展密切相关的科学问题。本研究构建三组实验室规模的黄菖蒲垂直潜流人工湿地并开展了120天试验,其中一组湿地为对照组,进水不携带NiO NPs,剩余两组湿地进水分别携带0.1mg/L和1mg/L NiO NPs,综合考察NiO NPs对湿地除污性能和基质酶活性的影响,并探讨NiO NPs在湿地中的去除效果和分布特征,取得的主要结论如下:本研究考察了两种不同浓度（0.1mg/L和1mg/L）NiO NPs暴露对垂直潜流人工湿地生态系统除污性能的影响。结果表明,NiO NPs暴露下两组人工湿地的COD去除能力并未受到显着影响,COD平均去除率达86%以上。人工湿地除磷能力受到显着的急性抑制,0.1mg/L和1mg/L NiO NPs对TP去除效果的抑制作用均在0-30天达到最强,TP去除率分别低于对照组24.21%和68.34%,且1mg/L NiO NPs暴露下抑制作用更加明显,之后随着暴露时间延长,两组湿地TP去除效果分别在30天和90天后恢复到对照水平。同时,人工湿地脱氮能力也受到明显抑制,0.1mg/L和1mg/L NiO NPs暴露下,TN平均去除率分别于试验中期第60-90天和30-60天降到最低,较对照组低25.61%和15.07%;NH4+-N平均去除率均在暴露第30-60天降到最低,分别较对照组低24.85%和21.95%;而NO3--N平均去除率分别在暴露中后期60-90天和90-120天降到最低,较对照组低62.89%和39.25%;NO2--N出水浓度分别在60-90天和90-120天上升至最大值0.19mg/L和0.29mg/L。NiO NPs暴露90天后,湿地NH4+-N去除效果逐渐恢复到对照组水平,但TN去除效果始终处于抑制状态。本研究考察了两种浓度（0.1mg/L和1mg/L）NiO NPs暴露对垂直潜流人工湿地生态系统基质酶活性的影响。结果表明,NiO NPs对人工湿地基质中有关有机物代谢和脱氮除磷的微生物产生了不同程度的影响。0.1mg/L和1mg/L NiO NPs暴露初期,脱氢酶和中性磷酸酶活性受到促进;长期暴露后,脱氢酶、中性磷酸酶、氨单加氧酶和硝酸盐还原酶活性均受到抑制,且中性磷酸酶在1mg/L暴露浓度下受抑制程度更为显着。NiO NPs对脲酶的影响具有明显的浓度效应,0.1mg/L和1mg/L NiO NPs对脲酶活性分别表现出促进作用和抑制作用。试验末期,中性磷酸酶、氨单加氧酶和脲酶活性有一定的恢复,但仍低于对照组。本研究考察了两种浓度（0.1mg/L和1mg/L）NiO NPs在垂直潜流人工湿地生态系统中的去除效果和迁移归趋。结果表明,人工湿地能够有效去除污水中的NiO NPs,去除率达90%以上,但其去除效果随湿地运行时间的延长有所下降。NiO NPs在湿地不同部位的分布特征表明,湿地去除的NiO NPs主要积累在上层基质砂层中,砂层的物理拦截在NiO NPs的去除中起主要作用,NiO NPs在人工湿地基质中的迁移能力较弱。同时,黄菖蒲对NiO NPs表现出较高的富集和转移能力,在垂直潜流人工湿地去除NiO NPs中扮演着不可缺少的角色。在0.1mg/L和1mg/L NiO NPs暴露下,黄菖蒲对湿地去除NiO NPs的贡献分别为26.05%和8.51%,低浓度暴露下湿地植物发挥了更为明显的作用,高浓度暴露下,黄菖蒲吸收的Ni主要积累在植物地下根系中,因此通过植物收割不能有效移除吸收富集的NiO NPs。
徐坤[8]（2020）在《改性纳米碳黑-Cd对蚯蚓的联合毒理效应与机理》文中提出随着《土壤污染防治行动计划》和《土壤污染防治法》的颁布实施,我国土壤污染防治进入了新的时期。针对我国土壤重金属轻微、轻度污染的特点,原位钝化修复技术蓬勃发展。纳米材料,由于具有超强的吸附能力,已被广泛应用于土壤重金属的原位钝化修复研究。但是,应用于重金属污染土壤修复进入土壤的纳米材料与通过其他途径进入土壤的纳米材料存在显着地不同:一是,土壤中浓度高,二是,选择性钝化吸附着大量重金属,改变了纳米材料的表面性质。纳米材料,尤其应用于重金属污染土壤修复后,在土壤中长期蓄积令人担忧。“强化土壤污染管控和修复,有效防范风险”要求必须清楚认识进入土壤中纳米材料和将要应用于污染土壤修复的纳米材料的生物毒理效应,这对土壤污染管控至关重要。本文以纳米碳黑为核心研究材料,在对纳米碳黑（CB）、还原氧化石墨烯（RGO）、单壁碳纳米管（SWCNT）形貌结构、表面电荷、化学组成等的分析基础上,以赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）为受试生物,通过模拟试验、培养试验和体外试验等,研究同质异形（纳米碳黑、还原氧化石墨烯、单壁碳纳米管）碳纳米材料对蚯蚓死亡率、体重、抗氧化生物标志物、体腔细胞毒性、肠道细菌群落组成和结构、代谢物响应等宏观和微观指标的影响,通过培养试验、彗星试验等研究表面改性对纳米碳黑毒理效应的影响,通过体外试验、培养试验、MIXTOX模型分析研究改性纳米碳黑-Cd对蚯蚓的联合毒理效应,揭示同质异形碳纳米材料、纳米碳黑表面改性前后、改性纳米碳黑-Cd结合对蚯蚓的毒理效应机制,为改性纳米碳黑应用于重金属污染土壤钝化修复的生态安全性提供了理论依据。本文的主要研究结果如下:（1）CB为近球形,三个维度均在纳米级;RGO为片状,单层或少层堆叠,厚度在纳米粒级,横向尺寸在微米或亚微米尺度;SWCNT为单壁长管状,管径在纳米级,长度在微米级。三种碳纳米材料的长宽比为SWCNT（500030000）>RGO（1345456）>CB（接近1）,平均水动力学直径SWCNT>RGO>CB。三种碳纳米材料的比表面、Zeta电位相近,表面主要官能团为C-C、C-O、C=C、O-H,CB具有芳香环状结构,SWCNT具有典型的碳骨架结构。RGO含氧量是SWCNT的2.83倍,CB的7.50倍。CB具有最多的缺陷,SWCNT拥有更完整的晶型和更少的缺陷。三种材料中的重金属杂质主要是Fe,其含量为SWCNT>CB>RGO。（2）三种碳纳米材料（CNs）浓度低于15.7μg/cm2和1000 mg/kg土壤时,不会对蚯蚓存活产生明显的影响,但明显影响了蚯蚓的生长。土壤培养28天只有CB处理为正增长,RGO处理和SWCNT处理均为负增长。三种CNs滤纸接触48小时对蚯蚓氧化应激的影响存在显着差异,总的表现为促进了蚯蚓超氧化物歧化酶（SOD）活性,对过氧化氢酶（CAT）的影响不如对SOD的影响明显,对蚯蚓丙二醛含量无显着影响（P>0.05）。三种CNs对蚯蚓体腔细胞存活率的抑制随其浓度增大而增加。浓度在1 mg/L时对存活率无明显影响,在100 mg/L时CB、RGO和SWCNT均显着抑制细胞存活,存活率分别为对照的76.2%、64.1%和53.9%。肠道微生物有17.3%的OTUs是所有处理共有的,放线菌门是优势菌门,其次为变形菌门和厚壁菌门;细菌多样性香农指数的增加程度与CNs长宽比的对数呈负相关。蚯蚓对代谢物的影响SWCNT>RGO>CB;蚯蚓对碳纳米材料响应的标志代谢物是苯丙氨酸和胆碱。添加0.01%的CB、RGO和SWCNT使蚯蚓体内胆碱含量分别下降了14.0%、35.1%和46.8%;添加量为0.1%时,分别下降了38.8%、43.1%和64.8%。总之,三种材料对蚯蚓的毒性大小效应顺序为SWCNT>RGO>CB。（3）CB经酸性高锰酸钾改性后,表面特性的主要变化是含氧官能团增加、Zeta电位降低。改性后MCB对蚯蚓的存活、体重、异常率的影响与CB无显着差异（P>0.05）,但回避率显着高于CB,且存在剂量依赖关系,当MCB浓度为1.5%时,回避率高达93.3%。用综合生物标志物响应法计算CB和MCB对蚯蚓生理生化指标的影响,结果为MCB处理中蚯蚓受到的胁迫压力大于CB。当体外培养浓度大于100 mg/L时,CB对蚯蚓肠道组织、细胞存活率和病理形态均有显着影响。经表面改性后,MCB对蚯蚓细胞存活率、DNA的影响也显着大于CB。（4）MCB对Cd的吸附更符合Langmuir吸附等温线,为单分子层吸附,饱和吸附量为18.9 mg/g,吸附活化能为36.6 kJ/mol,吸附焓变-98.4 kJ/mol,吸附为自发反应。MCB对Cd吸附机制为化学配合和π-阳离子相互作用。Cd和MCB的EC50分别为17.67 mg/L和94.00 mg/L。MCB-Cd可以被蚯蚓体腔细胞吞噬,造成细胞线粒体损伤、扰动核膜稳定性,导致细胞凋亡。MIXTOX模型、联合作用指数和Cd吸收结果(2 mg/L Cd2++20 mg/L MCB抑制吸收,10mg/L Cd2++60 mg/L MCB促进吸收)支持MCB-Cd低剂量混合物具有拮抗作用,而高剂量混合物具有协同作用的剂量水平依赖毒理模式。添加1.5%MCB后土壤中有效态Cd含量降低了33.3%,但是培养28天后,未添加MCB的处理蚯蚓存活率比对照降低了29.6%,添加MCB的处理降低了51.9%。蚯蚓对土壤中Cd有明显的富集作用,在Cd污染土壤中生物富集系数为9.25,添加MCB后为9.53。MCB+Cd显着（P<0.05）提高了氧化型谷胱甘肽水平,氧化型谷胱甘肽和还原型谷胱甘肽比值仅为对照的39%。Cd显着提高了CAT和乳酸脱氢酶活力,MCB+Cd抑制了CAT和乳酸脱氢酶活力。Cd和MCB存在联合毒理效应。（5）碳纳米材料的形貌是导致其蚯蚓毒理效应的最重要因素。较短的SWCNT碳管,通过内吞或穿透的方式进入细胞,较长的碳管,无法完全进入细胞膜,而严重扰乱细胞膜的稳定性。RGO具有锋利侧边,通过“包裹”、“插入”、“提取”、“纳米刀”等形式破坏细胞膜。CB近球形,粒级最小,更容易被细胞内吞和外泌,是三种材料中对细胞膜损伤最小的。改性后MCB比CB毒性增加的直接原因是Zeta电位降低和含氧官能团增加引起的氧化应激。MCB对Cd的吸附能力和吸附稳定性均比CB大幅增加。化学吸附作用下,MCB-Cd紧密结合形成“新的化合物”,降低了Cd的生物毒性,Cd的吸附改变MCB的表面性质,降低了MCB的生物毒性,MCB-Cd表现出毒理学拮抗作用。MCB对Cd的强吸附可能利于Cd转运体腔细胞内,引发一系列毒副反应,导致协同毒性作用。蚯蚓体腔细胞吞噬作用和化学吸附共同导致MCB-Cd的剂量依赖拮抗-协同转换。在Cd污染土壤中添加MCB对蚯蚓的毒理效应主要发生在体内吸收。MCB会负载Cd进入蚯蚓体内,蚯蚓肠道内分泌出大量多糖、氨基酸等小分子有机质,络合/螯合作用推动了进入肠道内Cd的活化,进而对蚯蚓产生毒理效应。大多数研究都证实了碳纳米材料对重金属有较好的吸附性能,可以显着降低土壤中重金属有效态含量,减少重金属向植物可食部迁移,保障食品安全。但是本研究显示:由于碳纳米材料的纳米级粒径、形貌结构、表面特性等,本身具有一定的生物毒理效应,尤其钝化吸附土壤中重金属后,没有显着降低重金属对蚯蚓的毒性效应。碳纳米材料应用于重金属污染土壤钝化修复时,对蚯蚓的生态风险较大。因此,建议重金属污染土壤钝化修复时,慎用纳米级钝化剂。
师玲[9]（2019）在《重金属镉对鲫鱼体内P-糖蛋白动力学及表达影响的研究》文中认为随着我国城市化和工业化的发展,水生系统的重金属污染已经成为全球关注的一个热点问题,其中,重金属镉（Cd）被认为是毒性最强的一种重金属,是主要的水体重金属污染物之一。鲫鱼是我国淡水养殖的一个优良品种,是人类的食物来源之一,并具有极强的Cd富集能力,因此鲫鱼的重金属污染已成为影响鱼类食品安全性的一个重要因素。如何降低鱼类的重金属含量从而提高食品的安全性已经成为食品领域一个迫切需要解决的问题。对于消除鲫鱼体内Cd等有害重金属残留的危害,保证食品的安全,非常有效果的方式是从源头上降低Cd等有害重金属的含量。因此可以通过改善机体的自卫机制,抑制Cd在鲫鱼体内的积累,减少鲫鱼体内Cd的污染。水生生物拥有一种多型异源物质抗性机制（Multi-xenobiotic resistance,MXR）,类似于肿瘤细胞多药耐药抗性机制（Multi-drug resistance,MDR）,该系统能够将多种内源和外源有害物质泵出细胞以保护细胞免受伤害。其中在重金属抗性中起重要作用的是一跨膜转运蛋白,称为P-糖蛋白（P-glycoprotein,P-gp）,它可以直接将外来物质,包括Cd,从体内泵出。目前对于P-gp在水生生物中的作用已有许多研究,但是对于其在鲫鱼体内耐受Cd中的作用罕有报道。因此,本论文的目的是研究P-gp是否在鲫鱼耐受Cd的过程中发挥的作用。本论文的主要研究及结果如下:1重金属Cd在鲫鱼体内的富集规律鲫鱼暴露于Cd过程中,Cd能在肝脏和鳃中快速富集,对Cd有很强的蓄积性,且对Cd的富集能力为鳃>肝脏。不同染Cd浓度和不同染Cd时间均对肝脏和鳃中Cd的富集量有显着的影响（p<0.05）。同一时间,随着染Cd浓度的增加,Cd在肝脏和鳃中的富集量显着升高（p<0.05）。同一浓度,低剂量组,随着时间的延长,肝脏和鳃中对Cd的累积量呈现一个先上升后下降的趋势;中剂量组和高剂量组中,肝脏和鳃中Cd的含量随时间的延长而升高。2 Cd累积与P-gp活性的关系通过外排法,测定Rho B的排出速率来考察不同作用下P-gp活性变化。结果显示,P-gp在鲫鱼的Cd累积中起着重要的作用,Cd的累积可以增强肝脏和鳃中P-gp活性,提高对Cd的转运能力,参与到鲫鱼对Cd的耐受或抗性,对机体起到保护作用。不同染Cd浓度和染Cd时间均对鲫鱼肝脏和鳃中P-gp活性有显着影响（p<0.05）。同一时间,随着染Cd浓度增加,肝脏和鳃中P-gp转运活性显着升高（p<0.05）。同一浓度,随着时间的延长,肝脏和鳃中P-gp活性呈先上升后下降的趋势。3添加P-gp抑制剂维拉帕米（Verapamil,Ver）Ver对P-gp活性影响在添加了66.7μmol/L的P-gp抑制剂Ver来作对照后,抑制了P-gp对Rho B的外排速率,抑制了P-gp的活性。表明Ver能够有效抑制鲫鱼肝脏和鳃中P-gp的活性,进一步反映出P-gp在鲫鱼耐受Cd中所发挥的作用。4重金属Cd对鲫鱼体内P-gp在mRNA水平表达的影响通过荧光定量PCR的测定结果发现,在Cd暴露的过程中对P-gp的mRNA表达产生了一定影响。Cd的累积可以上调鲫鱼肝脏和鳃中P-gp的mRNA表达,P-gp的mRNA表达量随着体内积累的Cd浓度升高而升高,低剂量组肝脏组织内P-gp的mRNA表达在24 h与对照组无显着性（p>0.05）,而鳃组织未呈现出相似的规律。同一时间,随着染Cd浓度增加,肝脏和鳃中P-gp的mRNA表达升高。同一浓度,随着时间的延长,肝脏和鳃中P-gp的mRNA表达呈先上升后下降的趋势。P-gp的mRNA表达变化与活性变化呈现相似的时间-效应和剂量-效应模式。5重金属Cd对鲫鱼体内P-gp在蛋白水平表达的影响通过免疫组织化学的测定结果发现,在Cd暴露的过程中对P-gp的蛋白表达产生了一定的影响。Cd的累积可以诱导鲫鱼肝脏和鳃中P-gp的蛋白表达。肝脏组织在同一时间内,P-gp的蛋白表达量随着体内积累的Cd浓度增加而增加,同一浓度,暴露于同一剂量浓度Cd,随着染毒时间的延长,P-gp的蛋白表达呈先升高后下降的规律,分别在72 h达到最大,之后,呈下降趋势。对于鳃组织没有发现相似的规律,但从整体上看,Cd上调了鳃组织内P-gp在蛋白水平上的表达。
石湖泉[10]（2019）在《乐安江流域铜污染的生态环境毒性研究》文中提出乐安江是江西省东北部的一条河流,是鄱阳湖五大河流中饶河的支流。由于流域内矿产开采和工业发展等人为活动的影响,河流断面重金属Cu污染较鄱阳湖其他入湖河流严重,水环境高含量的Cu可能导致水生生物的高暴露风险,引发负面的生物学链式效应,从而造成生态风险。为此,本论文选择乐安江流域分布广泛的鲫鱼为水生生物模型。从鲫鱼个体-组织-器官-细胞-分子各层次分析铜的毒性效应。通过本研究,希望有助于推动乐安江流域铜污染对流域内水生生物的生态环境毒性研究,为乐安江流域铜污染的健康风险评价提供科学依据,从而防止和减少乐安江流域铜污染对人类造成的潜在风险。整个研究过程及成果主要有如下:（1）按照《水质-物质对淡水鱼（斑马鱼）急性毒性的测定》（ISO7346 1-3）的试验方法,利用概率单位图解法估算LC50。结果显示:重金属铜对鲫鱼属于高毒物质,急性暴露中48h-LC50、72h-LC50和96h-LC50及对应的95%置信区间分别为0.667 mg/L（0.385～0.968 mg/L）、0.513 mg/L（0.256～0.752 mg/L）和0.412mg/L（0.224～0.657 mg/L）。（2）以亚致死浓度的铜离子为暴露条件,研究铜对鲫鱼产生的生物毒性效应和积累规律,结果表明:鲫鱼不同组织对铜的蓄积存在明显的差异,其蓄积量顺序为:肝脏>肠道>脑>腮>皮>肌肉。在铜暴露24 h后鲫鱼肝脏、肠道、脑、腮、皮和肌肉中铜含量分别达到67.621 mg/kg、12.723 mg/kg、9.012 mg/kg、7.189mg/kg、1.198 mg/kg和1.500 mg/kg;在24～144 h内各组织铜的积累速度变慢,之后各组织铜的积累基本趋于平稳;暴露168h后鲫鱼肝脏、肠道、脑、腮、皮和肌肉中铜含量分别达到86.383 mg/kg、31.708 mg/kg、15.686 mg/kg、11.284mg/kg、3.794 mg/kg和3.490 mg/kg。其中,肝脏是鲫鱼铜富集的主要器官,在暴露168 h之后肝脏蓄积铜含量分别是肠道、脑、腮、皮和肌肉的2.72、5.51、7.66、22.76和27.75倍。（3）研究铜离子暴露对鲫鱼抗氧化酶系统的影响显示,铜离子暴露对鲫鱼组织的SOD、CAT、GPx、GST、GR和KNA活性均被显着激活,MDA和LPO含量明显上升,其中SOD、CAT、GPx、GST、GR和KNA活性呈现先升后降的变化趋势,而MDA和LPO含量呈现逐渐降低的变化趋势;铜离子暴露对鲫鱼腮和肝脏的SOD、CAT、GPx、GST、GR和KNA活性以及MDA和LPO含量的影响在整体上呈现相似的结果,但从变化趋势上来看,肝脏的抗氧化酶影响比腮部明显,肝脏酶活性的最大值均高于腮部,且随着暴露实验的延长,腮部酶活性呈平缓回降,而肝脏酶活性下降明显;从整个暴露时间上来分析,随着暴露时间的延长,在24 h至96 h期间,SOD、CAT、GPx、GST、GR和KNA活性呈上升趋势,而在196 h至336 h期间,其活性呈下降降趋势;而MDA和LPO含量在暴露24 h达到最大值,而后呈逐渐降低的趋势;从不同暴露浓度上来分析,不同暴露时间铜离子浓度对鲫鱼组织抗氧化系统的各指标影响不同,但是从整体上看,高浓度铜离子暴露影响大于低浓度。（4）通过宏观观察铜离子持续暴露对鲫鱼组织器官损伤,发现48h-LC50的铜离子浓度（0.67 mg/L）持续暴露会造成鲫鱼腮部大量充血,内脏出现不同程度的淤血和腹水。通过组织病理切片分析表明,鲫鱼腮组织损伤主要包括腮小片上皮细胞的水肿、增生和变形,粘液细胞增殖,鳃小片融合,以及腮部整个腮丝的融合、腮小片与腮丝融合;鲫鱼肝脏组织损伤主要包括空泡化,黑色素瘤病灶,血细胞聚集以及具有致密核细胞,以及肝组织细胞坏死和溶解性坏死灶现象。在0.083 mg/L的铜离子浓度暴露组中,鲫鱼腮部和肝脏可以通过调节作用修复组织损伤;而在0.167 mg/L和0.334 mg/L的铜离子浓度暴露组,鲫鱼腮部和肝脏生理代谢严重紊乱,器官组织发生不可逆病变。（5）本研究通过模拟乐安江流域水环境条件,分析水体铜离子对鲫鱼的毒性效应,从而研究乐安江流域铜污染的生态环境毒性。实验表明水体铜离子对鲫鱼在个体-组织-器官-细胞-分子各层次上都具有显着的毒害效应。因此,建议在制定乐安江流域重金属铜的安全环境影响浓度阈值过程中应该以保护生态完整性为目的,制定符合该流域的铜标准;从保护生态安全和人体健康出发,实施科学的铜污染水环境管理体系,从而保障乐安江流域的生态系统。
二、混合重金属离子相互作用诱导的LPO与CuPb在鲫鱼组织中积累（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、混合重金属离子相互作用诱导的LPO与CuPb在鲫鱼组织中积累（论文提纲范文）
（1）环境重金属污染对乌蒙半细毛羊免疫功能和抗氧化能力的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 引言 |
| 文献综述 |
| 1.1 重金属污染研究进展 |
| 1.1.1 重金属污染概况 |
| 1.1.2 土壤重金属污染及危害 |
| 1.1.3 污灌水重金属污染及危害 |
| 1.2 重金属Pb的毒性作用 |
| 1.3 重金属Cd的毒性作用 |
| 1.4 重金属Cu的毒性作用 |
| 1.5 重金属Zn的毒性作用 |
| 1.6 重金属元素间的相互作用 |
| 1.7 重金属对动物的影响 |
| 1.8 本研究的目的和意义 |
| 1.9 技术路线 |
| 第二章 研究对象、科学问题和研究方法 |
| 2.1 研究对象 |
| 2.1.1 乌蒙半细毛羊 |
| 2.1.2 研究区域 |
| 2.2 科学问题 |
| 2.3 试验材料 |
| 2.3.1 试验动物 |
| 2.3.2 主要仪器设备 |
| 2.3.3 主要试剂 |
| 2.4 样本的采集及处理 |
| 2.4.1 水、土壤和牧草样本的采集及处理 |
| 2.4.2 毛发和血液样本的采集及处理 |
| 2.4.3 动物组织样品的采集及处理 |
| 2.5 样本的分析 |
| 2.5.1 重金属含量的分析 |
| 2.5.2 血常规参数分析 |
| 2.5.3 生化酶参数分析 |
| 2.5.4 血清蛋白含量测定 |
| 2.5.5 免疫指标测定 |
| 2.5.6 抗氧化指标测定 |
| 2.6 数据统计分析 |
| 第三章 结果 |
| 3.1 水、土壤和牧草中重金属含量与采样点距离的关系 |
| 3.2 水、土壤和牧草中重金属含量 |
| 3.2.1 水中重金属含量 |
| 3.2.2 土壤中重金属含量 |
| 3.2.3 牧草中重金属含量 |
| 3.3 乌蒙半细毛羊毛发和全血中重金属含量 |
| 3.4 乌蒙半细毛羊组织中重金属含量 |
| 3.5 乌蒙半细毛羊血常规参数 |
| 3.6 乌蒙半细毛羊血清生化参数 |
| 3.7 乌蒙半细毛羊血清蛋白浓度 |
| 3.8 乌蒙半细毛羊血清免疫指标 |
| 3.9 乌蒙半细毛羊血清抗氧化指标 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 重金属污染对水、土壤和牧草中元素浓度的影响 |
| 4.2 重金属污染对乌蒙半细毛羊全血、毛发和动物组织含量的影响 |
| 4.3 重金属污染对乌蒙半细毛羊血常规参数的影响 |
| 4.4 重金属污染对乌蒙半细毛羊生化酶活力的影响 |
| 4.5 重金属污染对乌蒙半细毛羊血清蛋白含量的影响 |
| 4.6 重金属污染对乌蒙半细毛羊免疫功能的影响 |
| 4.7 重金属污染对乌蒙半细毛羊抗氧化功能的影响 |
| 第五章 总结 |
| 5.1 本研究主要结论 |
| 5.2 本研究创新点 |
| 5.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
（2）典型多溴联苯醚-重金属在铁硫化物/微杆菌体系中的转化过程与机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 多溴联苯醚和重金属复合污染现状 |
| 1.1.1 多溴联苯醚和重金属污染现状 |
| 1.1.2 多溴联苯醚和重金属毒性效应 |
| 1.2 多溴联苯醚-重金属复合污染修复技术 |
| 1.2.1 光降解修复技术 |
| 1.2.2 零价铁基材料修复技术 |
| 1.2.3 微生物修复技术 |
| 1.2.4 零价铁-微生物联合修复技术 |
| 1.3 本论文的研究工作 |
| 1.3.1 研究目的和意义 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 硫化作用增强纳米零价铁还原十溴联苯醚的过程与机制 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验设备 |
| 2.2.3 材料制备方法 |
| 2.2.4 实验方法 |
| 2.2.5 分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 不同降解体系中BDE-209去除效率的比较 |
| 2.3.2 初始pH对Fe~0颗粒去除BDE-209的影响 |
| 2.3.3 溶解氧对Fe~0颗粒还原性能的影响 |
| 2.3.4 BDE-209的降解中间产物和转化途径 |
| 2.3.5 S-nZVI去除BDE-209的还原转化机制 |
| 2.3.6 BDE-209在S-nZVI/H_2O体系中的还原转化机理 |
| 2.4. 本章小结 |
| 第三章 硫化作用增强纳米零价铁还原去除十溴联苯醚-铅离子复合污染物 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设备 |
| 3.2.3 零价铁基材料制备方法 |
| 3.2.4 实验方法 |
| 3.2.5. 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 S/Fe摩尔比对S-nZVI去除BDE-209/Pb(Ⅱ)的影响 |
| 3.3.2 S-nZVI体系中Pb(Ⅱ)转化机制研究 |
| 3.3.3 BDE-209-Pb(Ⅱ)复合污染物在S-nZVI体系中竞争反应 |
| 3.3.4 Pb(Ⅱ)增强S-nZVI体系中BDE-209快速转化机制 |
| 3.3.5 S-nZVI体系中BDE-209的降解产物 |
| 3.3.6 Pb(Ⅱ)对S-nZVI老化过程及还原性能的影响 |
| 3.3.7 S-nZVI体系中Pb(Ⅱ)和BDE-209复合污染物去除机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 多溴联苯醚和重金属复合污染物在硫化零价铁体系中的还原/转化 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验设备 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 S-nZVI体系中Ni(Ⅱ),Pb(Ⅱ),Cd(Ⅱ)和Cr(VI)的转化效率比较 |
| 4.3.2 S-nZVI对重金属离子的固载/转化机制 |
| 4.3.3 重金属离子对S-nZVI去除PBDEs的影响 |
| 4.3.4 S-nZVI对重金属-PBDEs复合污染物的去除机制 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 硫化零价铁耦合微杆菌去除十溴联苯醚和六价铬复合污染 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 化学试剂 |
| 5.2.2 实验设备 |
| 5.2.3 Fe~0颗粒的制备方法 |
| 5.2.4 Cr(VI)离子在MY2和S-nZVI体系中还原/转化 |
| 5.2.5 MY2/S-nZVI体系中Cr(VI)/BDE-209的还原降解/转化 |
| 5.2.6 Cr(VI)/S-nZVI对MY2生长的影响 |
| 5.2.7 MY2体系中酶含量检测 |
| 5.2.8 扫描电镜分析 |
| 5.2.9 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 BDE-209和Cr(VI)在MY2/S-nZVI体系中的降解/转化 |
| 5.3.2 Cr(VI)离子对MY2/S-nZVI降解BDE-209的影响 |
| 5.3.3 nZVI和S-nZVI对MY2降解BDE-209的影响 |
| 5.3.4 MY2和S-nZVI耦合体系降解BDE-209 |
| 5.3.5 MY2与S-nZVI耦合体系对BDE-209-Cr(VI)复合污染的去除机理 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 主要结论 |
| 本论文的创新之处 |
| 对未来工作的建议 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 主要缩略词表 |
| 附件 |
（3）海洋重金属离子及相关酶活性的电化学传感研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 海洋生态重金属离子的污染现状 |
| 1.1.1 海洋近海海域内海水重金属离子污染现状 |
| 1.1.2 近海海域表层沉积物重金属离子污染现状 |
| 1.1.3 海洋植物体内重金属离子污染现状 |
| 1.1.4 海洋贝类重金属离子污染现状 |
| 1.1.5 海洋鱼类重金属离子污染现状 |
| 1.2 重金属离子污染对海洋生物的影响 |
| 1.2.1 生长繁殖 |
| 1.2.2 免疫系统 |
| 1.2.3 神经毒性 |
| 1.3 重金属离子检测方法 |
| 1.3.1 光谱法 |
| 1.3.2 质谱法 |
| 1.3.3 色谱法 |
| 1.3.4 电化学法 |
| 1.4 重金属离子胁迫下机体产生的应答生化指标及其检测方法 |
| 1.4.1 组氨酸 |
| 1.4.2 末端脱氧核苷酸转移酶 |
| 1.4.3 碱性磷酸酶 |
| 1.5 主要研究内容和意义 |
| 第二章 阳极溶出快速扫描伏安法测定Zn~(2+) |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 药品及试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 玻碳电极原位沉积生成锌汞齐膜 |
| 2.2.4 Zn~(2+)的检测 |
| 2.2.5 含汞、锌废水的处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 测定灵敏度和稳定性 |
| 2.3.2 扫描速率对FSASV检测方法的影响 |
| 2.3.3 快速扫描阳极溶出伏安法的分析表征 |
| 2.3.4 海水水样中Zn~(2+)的测定 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 基于杂交链反应及Td T调控双重信号放大的Pb~(2+)交流阻抗传感器研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 药品及试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 凝胶电泳 |
| 3.2.4 传感器的制备 |
| 3.2.5 铅离子浓度检测 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 传感机理 |
| 3.3.2 可行性分析 |
| 3.3.3 铅离子的检测 |
| 3.3.4 海水中铅离子的检测 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 G4-纳米线介导的开关调控电化学生物传感器研究-用于镍离子和组氨酸的灵敏检测 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 药品及试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 凝胶电泳实验 |
| 4.2.4 G4-纳米线的形成 |
| 4.2.5 分析与表征 |
| 4.2.6 传感器的制备 |
| 4.2.7 镍离子和组氨酸检测 |
| 4.2.8 逻辑门设计 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 研究机理 |
| 4.3.2 可行性分析 |
| 4.3.3 实验条件优化 |
| 4.3.4 传感器的性能分析 |
| 4.3.5 逻辑门应用 |
| 4.3.6 实际样本分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 基于Adenine/Au配合物的多功能电化学平台用于超灵敏DNA相关酶活性测定 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 药品及试剂 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.2.3 腺嘌呤/Au配合物的制备 |
| 5.2.4 DNA 吸附实验 |
| 5.2.5 传感器的制备 |
| 5.2.6 TdT活性的检测 |
| 5.2.7 ALP活性的检测 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 传感器的检测原理 |
| 5.3.2 腺嘌呤/Au配合物的分析表征 |
| 5.3.3 可行性分析 |
| 5.3.4 TdT活性的检测 |
| 5.3.5 ALP活性的检测 |
| 5.4 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 在学研究成果 |
| 致谢 |
（4）蜂胶黄酮对小鼠铅中毒的保护作用及其机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 铅的来源 |
| 1.2 铅的吸收及分布 |
| 1.3 铅的毒性 |
| 1.3.1 神经系统 |
| 1.3.2 肾脏组织 |
| 1.3.3 肝脏组织 |
| 1.3.4 造血系统 |
| 1.3.5 肠道微生物系统 |
| 1.3.6 生殖系统 |
| 1.3.7 其他组织/系统 |
| 1.4 铅暴露对机体的毒性机制 |
| 1.4.1 氧化应激机制 |
| 1.4.2 炎症机制 |
| 1.5 铅中毒机体的治疗及研究现状 |
| 1.6 黄酮类化合物 |
| 1.6.1 黄酮类化合物的概述 |
| 1.6.2 黄酮类化合物的生物活性 |
| 1.7 蜂胶——富含黄酮类化合物 |
| 1.7.1 蜂胶的来源和组成 |
| 1.7.2 蜂胶的生物活性 |
| 1.8 选题依据及主要研究内容 |
| 1.8.1 选题依据 |
| 1.8.2 研究目标与内容 |
| 第二章 蜂胶黄酮抗氧化和配位能力的理论研究 |
| 2.1 实验方法 |
| 2.1.1 理论背景 |
| 2.1.2 计算方法 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 蜂胶黄酮抗氧化能力的研究 |
| 2.2.2 蜂胶黄酮配位能力的研究 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 杨梅素、槲皮素和木犀草素抗氧化能力及其铅配合物光谱特性的研究 |
| 3.1 实验材料及方法 |
| 3.1.1 实验试剂及仪器 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 杨梅素、槲皮素和木犀草素对溶液中Pb(Ⅱ)的清除能力 |
| 3.2.2 杨梅素、槲皮素和木犀草素及其铅配合物的光谱特性 |
| 3.2.3 杨梅素、槲皮素和木犀草素的理论分析 |
| 3.2.4 杨梅素、槲皮素和木犀草素的抗氧化能力 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 杨梅素对铅诱导小鼠肾脏组织损伤的预防性保护作用 |
| 4.1 实验材料及方法 |
| 4.1.1 实验试剂及仪器 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 杨梅素对铅暴露小鼠金属离子的影响 |
| 4.2.2 杨梅素对铅诱导的小鼠肾毒性血清生物标志物的作用 |
| 4.2.3 杨梅素对铅诱导小鼠肾脏组织中MTs水平的作用 |
| 4.2.4 杨梅素对铅诱导小鼠肾脏组织中内源抗氧化剂和脂质过氧化产物的影响 |
| 4.2.5 杨梅素对铅诱导小鼠肾脏组织中炎症的影响 |
| 4.2.6 杨梅素对铅诱导小鼠肾脏组织病理学的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 杨梅素对铅诱导小鼠肝脏组织损伤的预防性保护作用 |
| 5.1 实验材料及方法 |
| 5.1.1 实验试剂及仪器 |
| 5.1.2 实验方法 |
| 5.2 结果 |
| 5.2.1 杨梅素对铅暴露小鼠金属离子的影响 |
| 5.2.2 杨梅素对铅诱导小鼠肝毒性血清生物标志物的影响 |
| 5.2.3 杨梅素对铅诱导小鼠肝脏组织中金属硫蛋白(MTs)水平的作用 |
| 5.2.4 杨梅素对铅诱导小鼠肝脏组织中内源抗氧化剂和脂质过氧化产物的影响 |
| 5.2.5 杨梅素对铅诱导小鼠肝脏组织中炎症的影响 |
| 5.2.6 杨梅素对铅诱导小鼠肝脏组织病理学的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 杨梅素对铅暴露小鼠肠道菌群紊乱的调节作用 |
| 6.1 实验方法 |
| 6.1.1 动物实验设计 |
| 6.1.2 16s rRNA测序分析 |
| 6.2 结果 |
| 6.2.1 OUT分析 |
| 6.2.2 Alpha多样性分析 |
| 6.2.3 分类学组成分析 |
| 6.2.4 Beta多样性分析 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 蜂胶乙醇提取物对铅暴露小鼠氧化损伤的预防性保护作用 |
| 7.1 实验材料及方法 |
| 7.1.1 实验试剂及仪器 |
| 7.1.2 实验方法 |
| 7.2 结果 |
| 7.2.1 蜂胶乙醇提取物中的黄酮类化合物 |
| 7.2.2 小鼠行为学分析 |
| 7.2.3 小鼠组织脏器系数的分析 |
| 7.2.4 血液及组织中Pb含量 |
| 7.2.5 血液及组织中金属离子水平 |
| 7.2.6 血液及组织的氧化应激水平 |
| 7.3 讨论 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间取得的科研成果 |
| 作者简介 |
（5）镉离子胁迫对中华乌塘鳢（Bostrychus sinensis）生物学特性影响及部分抗氧化基因差异表达分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 中华乌塘醴生物学特征及研究概况 |
| 1.1.1 形态学特征及习性 |
| 1.1.2 研究进展 |
| 1.2 镉 |
| 1.2.1 镉的性质及概况 |
| 1.2.2 镉对哺乳动物和人的危害 |
| 1.2.3 镉对水生态系统的影响 |
| 1.2.4 镉对鱼类的毒性影响 |
| 1.3 抗氧化防御系统 |
| 1.3.1 活性氧(ROS) |
| 1.3.2 氧化应激与抗氧化防御 |
| 1.3.3 抗氧化酶 |
| 1.4 研究的目的和意义 |
| 1.4.1 研究的目的 |
| 1.4.2 研究的意义 |
| 第二章 镉离子对中华乌塘鳢的急性毒性影响 |
| 2.1 实验材料与试剂 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 预备实验 |
| 2.2.2 正式实验 |
| 2.3 实验数据处理 |
| 2.4 实验结果与分析 |
| 2.5 讨论 |
| 第三章 中华乌塘鳢部分抗氧化基因的cDNA克隆表达 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 样品材料 |
| 3.1.2 实验仪器及试剂 |
| 3.2 中华乌塘鳢总RNA提取 |
| 3.2.1 前期准备 |
| 3.2.2 总RNA提取 |
| 3.2.3 RNA逆转录 |
| 3.3 中华乌塘醴部分抗氧化基因核心序列的扩增 |
| 3.3.1 PCR产物胶回收 |
| 3.3.2 TA克隆及测序 |
| 3.4 生物信息的研究分析 |
| 3.5 中华乌塘醴部分抗氧化基因分析与讨论 |
| 3.5.1 基因克隆及其分子特征分析 |
| 3.5.2 系统进化树分析 |
| 第四章 镉离子对中华乌塘鳢部分抗氧化基因表达的影响 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 样品材料 |
| 4.1.2 实验仪器及试剂 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 镉离子胁迫 |
| 4.2.2 样品处理 |
| 4.2.3 实时荧光定量PCR |
| 4.2.4 荧光定量数据处理 |
| 4.3 结果分析与讨论 |
| 4.3.1 结果分析 |
| 4.3.2 结果讨论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的论文及研究成果 |
（6）镉和砷对褐牙鲆幼鱼线粒体的毒性效应及其作用机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 渤海镉和砷污染状况 |
| 1.1.1 渤海海水中的Cd和As污染状况 |
| 1.1.2 渤海表层沉积物中的Cd和As污染状况 |
| 1.1.3 渤海生物体中的Cd和As污染状况 |
| 1.2 Cd和As对水生生物的毒性效应及其作用机制 |
| 1.2.1 重金属在生物体内的积累途径 |
| 1.2.2 Cd的毒性效应及其作用机制 |
| 1.2.3 As的毒性效应及其作用机制 |
| 1.3 线粒体研究在生态毒理学中的应用 |
| 1.3.1 线粒体的结构与功能 |
| 1.3.2 线粒体主要检测指标及其在生态毒理学中的应用 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 1.5 研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 重金属暴露实验 |
| 2.1.1 实验准备 |
| 2.1.2 暴露实验 |
| 2.1.3 样品采集 |
| 2.2 重金属富集量测定 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 线粒体超微形态观察 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 实验方法 |
| 2.4 线粒体提取方法 |
| 2.4.1 实验材料 |
| 2.4.2 线粒体粗提方法 |
| 2.4.3 高纯线粒体提取方法 |
| 2.4.4 线粒体纯度验证 |
| 2.4.5 线粒体蛋白浓度检测 |
| 2.5 线粒体膜电位测定 |
| 2.5.1 实验材料 |
| 2.5.2 实验方法 |
| 2.6 基于核磁共振(NMR)的代谢组学分析 |
| 2.6.1 实验材料 |
| 2.6.2 组织代谢物的提取 |
| 2.6.3 超导核磁共振波谱仪检测 |
| 2.6.4 代谢组学数据预处理 |
| 2.6.5 代谢组学数据的多元统计分析 |
| 2.7 基于iTRAQ的蛋白质组学分析 |
| 2.7.1 实验材料 |
| 2.7.2 蛋白质的提取及定量 |
| 2.7.3 蛋白还原烷基化及酶解 |
| 2.7.4 蛋白iTRAQ标记 |
| 2.7.5 强阳离子交换色谱分级 |
| 2.7.6 液相色谱-串联质谱(LC-MS/MS)数据采集 |
| 2.7.7 蛋白质鉴定和定量分析 |
| 2.7.8 生物信息学分析 |
| 2.8 数据分析 |
| 第3章 Cd对褐牙鲆幼鱼线粒体的毒性效应及其作用机制 |
| 3.1 结果 |
| 3.1.1 褐牙鲆幼鱼鳃及肝脏的Cd富集量 |
| 3.1.2 Cd暴露对褐牙鲆幼鱼鳃及肝脏线粒体超微形态的影响 |
| 3.1.3 Cd暴露对褐牙鲆幼鱼鳃及肝脏线粒体膜电位的影响 |
| 3.1.4 Cd暴露对褐牙鲆幼鱼鳃及肝脏代谢组的影响 |
| 3.1.5 Cd暴露对褐牙鲆幼鱼鳃及肝脏线粒体蛋白组的影响 |
| 3.2 讨论 |
| 3.2.1 褐牙鲆幼鱼鳃和肝脏对Cd的富集 |
| 3.2.2 Cd对褐牙鲆幼鱼线粒体形态与输入的影响机制 |
| 3.2.3 Cd对褐牙鲆幼鱼线粒体能量代谢的影响机制 |
| 3.2.4 Cd对褐牙鲆幼鱼线粒体胆固醇代谢的影响机制 |
| 3.2.5 Cd对褐牙鲆幼鱼线粒体应激与凋亡的影响机制 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 As(Ⅴ)对褐牙鲆幼鱼线粒体的毒性效应及其作用机制 |
| 4.1 结果 |
| 4.1.1 褐牙鲆幼鱼鳃及肝脏的As富集量 |
| 4.1.2 As(Ⅴ)暴露对褐牙鲆幼鱼鳃及肝脏线粒体超微形态的影响 |
| 4.1.3 As(Ⅴ)暴露对褐牙鲆幼鱼鳃及肝脏线粒体膜电位的影响 |
| 4.1.4 As(Ⅴ)暴露对褐牙鲆幼鱼鳃及肝脏代谢组的影响 |
| 4.1.5 As(Ⅴ)暴露对褐牙鲆幼鱼鳃及肝脏线粒体蛋白组的影响 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 褐牙鲆幼鱼鳃和肝脏对As的富集 |
| 4.2.2 As(Ⅴ)对褐牙鲆幼鱼线粒体形态与输入的影响机制 |
| 4.2.3 As(Ⅴ)对褐牙鲆幼鱼线粒体能量代谢的影响机制 |
| 4.2.4 As(Ⅴ)对褐牙鲆幼鱼线粒体应激与凋亡的影响机制 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（7）纳米氧化镍作用下人工湿地系统除污性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 纳米颗粒概述 |
| 1.2.1 纳米颗粒的定义与特性 |
| 1.2.2 纳米颗粒的来源、分类与应用 |
| 1.2.3 纳米颗粒的毒性与生态效应 |
| 1.2.4 纳米颗粒与人工湿地的相互作用 |
| 1.3 纳米氧化镍的概述 |
| 1.3.1 NiO NPs的特性与应用 |
| 1.3.2 NiO NPs的毒性与生态效应 |
| 1.4 人工湿地概述 |
| 1.4.1 人工湿地的定义、分类及应用 |
| 1.4.2 人工湿地的结构与除污机理 |
| 1.5 研究目的、意义与内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 供试基质与植物 |
| 2.1.2 NiO NPs的购置、分散及表征 |
| 2.1.3 试验药品与仪器 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 人工湿地的构建 |
| 2.2.2 人工湿地的启动与运行 |
| 2.2.3 合成污水的配置 |
| 2.3 测试项目与方法 |
| 2.3.1 常规水质指标的检测 |
| 2.3.2 基质酶活性的检测 |
| 2.3.3 镍含量的检测 |
| 2.4 统计与分析 |
| 第三章 不同浓度NiO NPs对人工湿地除污性能的影响 |
| 3.1 对COD去除的影响 |
| 3.2 对TP去除的影响 |
| 3.3 对NH_4~+-N去除的影响 |
| 3.4 对NO_3~--N去除的影响 |
| 3.5 对NO_2~--N去除的影响 |
| 3.6 对TN去除的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 不同浓度NiO NPs对人工湿地基质酶活性的影响 |
| 4.1 对脱氢酶(DHA)活性的影响 |
| 4.2 对中性磷酸酶(NP)活性的影响 |
| 4.3 对脲酶(Ure)活性的影响 |
| 4.4 对氨单加氧酶(AMO)活性的影响 |
| 4.5 对硝酸盐还原酶(NAR)活性的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 不同浓度NiO NPs在人工湿地中的去除与归趋 |
| 5.1 NiO NPs的去除效果 |
| 5.2 NiO NPs在人工湿地中的迁移归趋 |
| 5.2.1 NiO NPs在人工湿地基质中的迁移 |
| 5.2.2 不同浓度NiO NPs在人工湿地植物中的富集转移 |
| 5.2.3 不同浓度NiO NPs在人工湿地中的分布特征 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 总结与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的论文及其他成果 |
（8）改性纳米碳黑-Cd对蚯蚓的联合毒理效应与机理（论文提纲范文）
| 英文缩略表 |
| 全文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 选题的意义 |
| 1.2 主要研究内容 |
| 1.3 主要研究目的 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 主要创新之处 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 纳米材料概述 |
| 2.1.1 纳米材料 |
| 2.1.2 碳纳米材料 |
| 2.2 土壤中纳米材料的毒理效应 |
| 2.2.1 纳米材料对土壤酶活性的影响 |
| 2.2.2 纳米材料对土壤植物的影响 |
| 2.2.3 纳米材料对土壤动物的影响 |
| 2.2.4 碳纳米材料与重金属的联合毒性 |
| 2.3 影响纳米材料毒性的主要因素 |
| 2.3.1 纳米材料性质的影响 |
| 2.3.2 共存污染物的影响 |
| 2.3.3 迁移转化的影响 |
| 2.4 改性纳米碳黑在修复重金属污染土壤中的应用 |
| 2.4.1 我国土壤Cd污染现状 |
| 2.4.2 土壤中Cd的生物毒性 |
| 2.4.3 改性纳米碳黑修复Cd污染土壤机制 |
| 第三章 不同碳纳米材料的表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料 |
| 3.2.2 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同碳纳米材料的形貌 |
| 3.3.2 不同碳纳米材料的表面性质 |
| 3.3.3 不同碳纳米材料结晶度和缺陷 |
| 3.3.4 不同碳纳米材料含重金属杂质 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 不同形貌碳纳米材料对蚯蚓的生态毒理效应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料与试剂 |
| 4.2.2 研究方案 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.2.4 统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同碳纳米材料对蚯蚓生长的影响 |
| 4.3.2 不同碳纳米材料对蚯蚓生理生化的影响 |
| 4.3.3 不同碳纳米材料对蚯蚓体腔细胞的毒性 |
| 4.3.4 不同碳纳米材料对蚯蚓肠道细菌群落多样性和结构的影响 |
| 4.3.5 不同碳纳米材料对蚯蚓代谢物的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 表面改性纳米碳黑对蚯蚓的毒理效应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 材料与试剂 |
| 5.2.2 研究方案 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 表面改性对纳米碳黑结构性质的影响 |
| 5.3.2 表面改性纳米碳黑对蚯蚓生长的影响 |
| 5.3.3 表面改性纳米碳黑对蚯蚓生理生化指标的影响 |
| 5.3.4 表面改性纳米碳黑对蚯蚓组织和细胞病理指标的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 改性纳米碳黑-Cd对蚯蚓的联合毒理效应 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 材料与试剂 |
| 6.2.2 研究方案 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.2.4 MIXTOX模型计算 |
| 6.2.5 数据处理 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 表面改性对纳米碳黑Cd吸附性能的影响 |
| 6.3.2 Cd和 MCB对体腔细胞的联合毒性 |
| 6.3.3 土壤中Cd和 MCB的联合毒性 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 碳纳米材料对蚯蚓的影响机理探讨 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 材料与试剂 |
| 7.2.2 研究方案 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 不同碳纳米材料对蚯蚓毒理效应机理 |
| 7.3.2 表面改性纳米碳黑对蚯蚓的影响机理 |
| 7.3.3 改性纳米碳黑-Cd对蚯蚓的联合影响机理 |
| 7.3.4 在土壤中MCB-Cd对蚯蚓的联合毒理效应 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 全文结论与展望 |
| 8.1 全文结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及参与课题 |
| 致谢 |
（9）重金属镉对鲫鱼体内P-糖蛋白动力学及表达影响的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语表 |
| 第一章 绪论 |
| 1 重金属Cd的毒理学危害 |
| 1.1 Cd的污染来源及现状 |
| 1.2 Cd的毒性效应 |
| 1.2.1 Cd的氧化胁迫效应 |
| 1.2.2 Cd能降低机体内多种酶的活性 |
| 1.2.3 Cd对神经系统的危害 |
| 1.2.4 Cd对组织和器官的危害 |
| 2 水生生物重金属耐受机制 |
| 2.1 多型异源物质抗性机制 |
| 2.2 通过合成某种鳌合剂 |
| 2.3 抗氧化防御系统 |
| 3 P-gp概述 |
| 3.1 P-gp结构性质及转运机制 |
| 3.2 P-gp活性的测定方法 |
| 3.3 P-gp活性的抑制和诱导 |
| 3.4 P-gp编码基因的检测方法 |
| 3.4.1 RT-PCR检测法 |
| 3.4.2 Northen blot和 Slot blot |
| 3.4.3 免疫组织化学法 |
| 3.4.4 Western Blot |
| 3.5 P-gp在水生生物上的研究及其在Cd富集中的作用 |
| 4 研究目的与主要内容 |
| 4.1 研究目的与意义 |
| 4.2 研究内容 |
| 第二章 重金属镉在鲫鱼肝脏和鳃组织中的积累及其对P-gp活性的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 主要试剂 |
| 2.3 主要仪器与设备 |
| 2.4 溶液配制 |
| 2.5 实验方法 |
| 2.5.1 实验分组、取样和前处理 |
| 2.5.2 重金属Cd含量测定 |
| 2.5.3 P-gp活性测定 |
| 2.5.4 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 重金属Cd在鲫鱼肝脏中的富集规律 |
| 3.1.1 Cd标准曲线 |
| 3.1.2 鲫鱼肝脏中Cd的富集规律 |
| 3.2 重金属Cd在鲫鱼鳃中的富集规律 |
| 3.2.1 Cd标准曲线 |
| 3.2.2 鲫鱼鳃中Cd的富集规律 |
| 3.3 重金属Cd对鲫鱼P-gp活性的影响 |
| 3.3.1 Rho B标准曲线 |
| 3.3.2 重金属Cd对鲫鱼肝脏组织P-gp活性的影响 |
| 3.3.3 重金属Cd对鲫鱼鳃组织P-gp活性的影响 |
| 3.4 P-gp抑制剂Ver对鲫鱼P-gp活性影响 |
| 3.4.1 P-gp抑制剂Ver对鲫鱼肝脏组织P-gp活性的影响 |
| 3.4.2 P-gp抑制剂Ver对鲫鱼鳃组织P-gp活性的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 重金属Cd在鲫鱼不同组织富集规律探讨 |
| 4.2 重金属Cd对鲫鱼体内P-gp活性影响的探讨 |
| 5 小结 |
| 第三章 重金属镉对鲫鱼肝脏和鳃组织中P-gp在 mRNA水平表达的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 主要试剂 |
| 2.3 主要仪器与设备 |
| 2.4 溶液配制 |
| 2.5 实验方法 |
| 2.5.1 实验分组、取样和前处理 |
| 2.5.2 总RNA提取 |
| 2.5.3 cDNA的合成 |
| 2.5.4 引物设计 |
| 2.5.5 qPCR反应 |
| 2.5.6 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 荧光定量PCR标准曲线 |
| 3.2 重金属Cd对鲫鱼肝脏组织P-gp在 mRNA水平表达的影响 |
| 3.3 重金属Cd对鲫鱼鳃组织P-gp在 mRNA水平表达的影响 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第四章 重金属镉对鲫鱼肝脏和鳃组织中P-gp在蛋白水平表达的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 主要试剂 |
| 2.3 主要仪器与设备 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 实验分组、取样和前处理 |
| 2.4.2 石蜡包埋与切片 |
| 2.4.3 免疫组织化学染色 |
| 2.4.4 免疫组织化学图像分析 |
| 2.4.5 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 鲫鱼肝脏组织免疫化学图像分析 |
| 3.2 鲫鱼鳃组织免疫化学图像分析 |
| 3.3 重金属Cd对鲫鱼肝脏组织P-gp在蛋白水平的表达 |
| 3.4 重金属Cd对鲫鱼鳃组织P-gp在蛋白水平的表达 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 1 结论 |
| 2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（10）乐安江流域铜污染的生态环境毒性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 乐安江流域铜污染现状 |
| 1.1.1 乐安江自然地理特征 |
| 1.1.2 乐安江流域铜污染概况 |
| 1.2 铜污染的环境毒性研究 |
| 1.2.1 铜在环境中的分布 |
| 1.2.2 铜对水生动物毒性的研究 |
| 1.3 鲫鱼的基本特征及优势 |
| 1.4 生物抗氧化防御系统 |
| 1.5 本研究立题背景及目的和意义 |
| 1.5.1 立题背景 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 1.7 本研究创新点 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验器材与试剂 |
| 2.1.1 实验器材 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 实验条件 |
| 2.2.1 乐安江流域水环境特征调查 |
| 2.2.2 试验水环境条件 |
| 2.3 试验鲫鱼的获取及饲养 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 铜对鲫鱼的急性毒性实验研究 |
| 2.4.2 铜在鲫鱼组织的积累与分布 |
| 2.4.3 铜对鲫鱼组织器官损伤的实验研究 |
| 2.4.4 铜对鲫鱼抗氧化防御系统的影响 |
| 2.4.5 铜对鲫鱼腮和肝脏超微核结构的影响 |
| 2.5 鲫鱼体内铜含量的测定 |
| 2.5.1 样品预处理 |
| 2.5.2 样品测定 |
| 2.6 鲫鱼组织器官结构观察 |
| 2.7 抗氧化酶的测定 |
| 2.7.1 样品准备 |
| 2.7.2 组织匀浆制备 |
| 2.7.3 酶活性测定 |
| 2.7.4 匀浆介质的制备 |
| 2.8 组织病理切片的制备 |
| 2.8.1 切片的制备 |
| 2.8.2 观察 |
| 2.8.3 试剂配制 |
| 第3章 铜对鲫鱼的急性毒性实验研究 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 铜在鲫鱼组织的积累与分布 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.2 实验结果 |
| 4.2.1 石墨原子吸收分光光度计标准曲线 |
| 4.2.2 铜在鲫鱼各组织的积累含量 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 铜对鲫鱼组织器官损伤的实验研究 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.2 鲫鱼体组织器官解剖观察 |
| 5.2.1 鲫鱼中毒症状 |
| 5.2.2 中毒鲫鱼组织器官症状 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 铜对鲫鱼抗氧化防御系统的影响 |
| 6.1 实验方法 |
| 6.2 实验结果 |
| 6.2.1 铜对鲫鱼腮部抗氧化酶活性的影响 |
| 6.2.2 铜对鲫鱼肝脏抗氧化酶活性的影响 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 铜对鲫鱼超氧化物歧化酶和过氧化氢酶活性的影响 |
| 6.3.2 铜对鲫鱼谷胱甘肽过氧化物酶、谷胱甘肽硫转移酶和谷胱甘肽还原酶活性的影响 |
| 6.3.3 铜对鲫鱼脂质过氧化的影响 |
| 6.3.4 铜对鲫鱼钾钠ATP酶活性的影响 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 铜对鲫鱼鳃和肝脏超微核结构的影响 |
| 7.1 实验方法 |
| 7.2 实验结果 |
| 7.2.1 铜对鲫鱼腮部组织的影响 |
| 7.2.2 铜对鲫鱼肝脏组织的影响 |
| 7.3 讨论 |
| 7.3.1 铜对鲫鱼腮部组织病理学变化 |
| 7.3.2 铜对鲫鱼肝脏组织病理学变化 |
| 7.4 小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 进一步工作方向 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 乐安江沿江检测地点位图 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
四、混合重金属离子相互作用诱导的LPO与CuPb在鲫鱼组织中积累（论文参考文献）
- [1]环境重金属污染对乌蒙半细毛羊免疫功能和抗氧化能力的影响[D]. 宋春洁. 西南科技大学, 2021(08)
- [2]典型多溴联苯醚-重金属在铁硫化物/微杆菌体系中的转化过程与机制[D]. 魏西鹏. 华南理工大学, 2020(05)
- [3]海洋重金属离子及相关酶活性的电化学传感研究[D]. 马少华. 宁波大学, 2020
- [4]蜂胶黄酮对小鼠铅中毒的保护作用及其机制研究[D]. 王倩. 西北大学, 2020(01)
- [5]镉离子胁迫对中华乌塘鳢（Bostrychus sinensis）生物学特性影响及部分抗氧化基因差异表达分析[D]. 曾善美. 浙江海洋大学, 2020(01)
- [6]镉和砷对褐牙鲆幼鱼线粒体的毒性效应及其作用机制[D]. 路珍. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2020(01)
- [7]纳米氧化镍作用下人工湿地系统除污性能研究[D]. 王鸣宇. 东南大学, 2020(01)
- [8]改性纳米碳黑-Cd对蚯蚓的联合毒理效应与机理[D]. 徐坤. 山东师范大学, 2020(08)
- [9]重金属镉对鲫鱼体内P-糖蛋白动力学及表达影响的研究[D]. 师玲. 华中农业大学, 2019(02)
- [10]乐安江流域铜污染的生态环境毒性研究[D]. 石湖泉. 南昌大学, 2019(06)