一、二硝基甲苯染毒大鼠肾脏、睾丸病理学观察（论文文献综述）
曲海晶[1]（2021）在《普鲁士蓝纳米粒子小鼠体内生物安全性研究》文中研究说明普鲁士蓝纳米粒子（Prussian blue nanoparticles,PB NPs）因其独特的理化性质在生物医学领域备受关注,在癌症的诊断与治疗方面已取得一系列研究进展。制剂的生物安全性是其临床转化研究中的首要问题,纳米粒子的生物安全性也受到越来越广泛的关注。目前,PB NPs生物安全性研究较少且仅局限在急性毒性和短期的组织分布方面,对其体内过程和对机体潜在影响的研究不够深入。本论文以柠檬酸修饰的PB NPs为研究对象,以小鼠为实验动物,采用一般毒理学和药代动力学研究手段,联合高通量蛋白质组学和非靶向代谢组学技术系统地研究了PB NPs经尾静脉注射后在小鼠体内的生物安全性,及其对机体的潜在影响。1、将不同剂量PBNPs（低5 mg/kg、中10mg/kg、高20mg/kg）单次尾静脉注射到小鼠体内,评估其在小鼠体内的急性及亚急性毒性。结果显示,在注射PB NPs后30天内,各剂量组小鼠未出现死亡,生理生化指标均正常,组织病理切片显示所有脏器的组织细胞结构和形态完整、未见异常。高剂量组（20 mg/kg）小鼠在注射后几分钟出现发蔫、呼吸急促、行动迟缓现象,半小时内可恢复正常;进食量与体重在注射后2天内出现下降,随后恢复正常;且在注射后1天的高剂量组小鼠肺脏和肝脏组织切片观察到PB NPs的富集。提示高剂量PB NPs处理引起了小鼠的急性毒性。2、研究了 PB NPs在模拟体液中的体外稳定性,发现PB NPs在模拟体液中可缓慢降解。进一步研究了高剂量PB NPs（20 mg/kg）尾静脉注射后在小鼠体内的药代动力学性质。结果显示,PB NPs在小鼠血液循环中的滞留时间较短,4小时内可从血液中清除,之后主要分布在肝脏和肺脏中,但会从肝脏和肺脏中缓慢清除。对PB NPs血浆蛋白质冠的成分进行鉴定与分析,发现其中存在大量的调理素蛋白,推测其介导的调理素作用是导致PB NPs在肝脏和肺脏中积累的关键因素。3、联合蛋白质组学和代谢组学技术对经尾静脉注射高剂量PB NPs（20 mg/kg）后在小鼠体内的主要分布器官肺脏进行分析,处理时间分别为注射后7天和60天。结果显示,肺脏中肾上腺素能信号通路、亚油酸、芳香族氨基酸代谢等通路在注射后7天和60天均受到影响。注射后7天,肺脏中炎症因子前列腺素E2（PGE2）水平升高;注射后60天,肺脏中钙结合蛋白（S100A8/9）、脂质运载蛋白-2（LCN2）、基质金属蛋白酶（MMP9）等炎症因子表达上调,并存在白细胞跨内皮迁移现象,表明组织内存在炎症反应。NADPH氧化酶（NOX）、己糖激酶（HK）、转铁蛋白（TF）表达上调,谷胱甘肽（GSH）水平上升以及GSH代谢富集说明细胞内存在氧化应激反应。4、联合蛋白质组学和代谢组学技术对经尾静脉注射高剂量PB NPs（20 mg/kg）后在小鼠体内的主要分布器官肝脏进行分析,处理时间分别为注射后7天和60天。结果显示,注射后7天,肝脏中乳酸脱氢酶（LDH）、细胞色素P450 2A5（CYP2A5）表达上调。注射后60天,肝脏中S100A8/9表达上调,说明组织内存在炎症反应和细胞内氧化应激。注射后7天和60天,肝脏中一些代谢通路,如嘌呤代谢、泛酸和CoA合成、生物素代谢、苯丙氨酸代谢等均受到影响,表明组织内炎症反应和氧化应激的发生,也说明抗炎和抗氧化反应的激活。上述结果说明,高剂量PB NPs静脉注射后虽不会引起明显的毒性反应,但在蛋白质冠中调理素蛋白作用下会被吞噬细胞识别捕获并积累在小鼠肝脏和肺脏中。PB NPs在肝脏和肺脏缓慢降解和清除过程中会引起局部组织轻微的炎症反应及氧化应激。此研究结果进一步明确了 PB NPs静脉注射后的毒理学特征。
李明辉[2]（2021）在《RNA去甲基化酶FTO调控EAAT3在锰致SH-SY5Y细胞兴奋性毒性的作用》文中指出目的:锰（manganese,Mn）是人体的必需微量元素之一,但是长时间锰暴露会导致锰在机体内蓄积并引发锰中毒。在锰中毒的前期,表现出来的症状主要包括头部轻微阵发性眩晕、疼痛,肢体则表现为酸胀、行动不便、运动动作变性等,情绪表现为不稳定,易暴躁等。过量的锰蓄积在大脑中可以使神经元间隙的谷氨酸（glumate,Glu）增多,诱发兴奋性毒性。近年来作为研究热点的N6-甲基腺苷（N6-methyladenosine,m6A）甲基化修饰在神经系统发挥着重要的生物学功能,肥胖相关蛋白（fat mass and obesity-associated Protein,FTO）是重要的mRNA去甲基化酶,在神经系统中发挥着十分重要的生物学功能。核因子kappa B（Nuclear factor kappa beta,NF-κB）作为一种核转录家族,维持其正常转录功能对于限制机体内有害基因的表达发挥着不可替代的作用。本研究旨在研究FTO在锰致SH-SY5Y细胞兴奋性毒性的作用,为锰中毒的防治提供新理论和新策略,又可为探索环境因素诱发的神经退行性疾病的发生机制奠定实验室依据。研究方法:使用SH-SY5Y细胞进行实验。MnCl2暴露24 h建立细胞染毒模型。利用FTO抑制剂MA2建立FTO抑制细胞模型。利用慢病毒转染构建FTO过表达细胞模型。染锰及干预剂处理后,免疫荧光观察NF-κB入核情况,在显微镜下观察各个组别的细胞结构形态;检测各组别LDH释放量;提取细胞蛋白检测NF-κB,FTO和EAAT3的蛋白表达情况。提取细胞mRNA检测NF-κB、FTO和EAAT3的mRNA表达情况。Me RIP-PCR检测EAAT3 m6A mRNA的表达情况;提取各组别细胞培养液和细胞悬液进行Glu含量的检测。结果:染锰处理后在显微镜下发现NF-κB入核效率随着染锰剂量的升高而升高,P-NF-κB蛋白表达上升,NF-κB蛋白表达下降,P-NF-κB/NF-κB比值下降;LDH的释放量上升;细胞外Glu含量增高;Western blotting和q RT-PCR结果显示,锰可以抑制FTO和EAAT3的表达,FTO抑制剂MA2构建的FTO抑制细胞模型和慢病毒构建的FTO过表达细胞模型进一步验证了FTO调控EAAT3在锰致SH-SY5Y细胞兴奋性毒性中的重要作用。结论:1、Mn可以激活SH-SY5Y细胞中NF-κB从而下调FTO的表达。2、Mn可以通过FTO上调SH-SY5Y细胞中EAAT3 m6AmRNA表达。3、Mn可以下调EAAT3蛋白和mRNA表达。
廖依[3]（2019）在《典型恶臭污染物一甲胺暴露对人体呼吸系统的毒性作用研究》文中研究指明近年来,随着我国工业的迅猛发展,城市化进程的加快以及民众生活素质的提升,大气挥发性有机污染物中的恶臭污染物问题已引起人们越来越多的关注。恶臭污染物具有嗅阈值低、毒性大等特点,对环境和公众健康是一种潜在的滋扰,长期暴露于恶臭气体环境下会加重患有哮喘或过敏人群的症状,导致丧失嗅觉功能,消化能力减退,呼吸系统、内分泌系统紊乱,并会使神经系统受到毒害。近年来也有越来越多的学者投入到研究恶臭污染物的控制与处理,以及恶臭污染物对人体健康的影响等方面的工作。有研究表明,恶臭气体在高浓度下会对呼吸系统造成相当明显的不良效应,但在环境相关水平的恶臭气体对呼吸系统方面的影响仍然知之甚少,因此需要进行更加细致的研究设计,将重点放在其环境浓度下毒性效应上。恶臭污染物中的一甲胺是最简单的典型的有机胺污染物,其应用范围广、排放量大,但其对人体呼吸系统方面的相关毒性方面的研究较少。因此,本文以人体支气管上皮细胞16HBE为研究受体,在不同浓度点（0、6.44、12.88、19.32、25.76、32.20、38.64 m M）及不同时间点（12、24 h）的恶臭气体一甲胺水溶液刺激下,从细胞活性、细胞膜的损伤状况、细胞内活性氧物种（ROSs）水平、酶活水平以及炎症反应等几个方面对细胞毒性进行研究,并结合动物病理学实验来初步阐述和验证一甲胺对呼吸道的毒性效应。结果发现一甲胺的刺激浓度对16HBE的细胞毒性有显着影响,一甲胺浓度越高,对应的细胞毒性越大,细胞膜的破损越严重,细胞活力越低,且呈现一定的剂量依赖性。同时发现一甲胺可能会影响细胞因子相关的基因表达,其中,本研究发现一甲胺暴露会影响16HBE细胞内p53,STAT3,Bcl2,c-myc,细胞周期蛋白D,Hes1,Mcl-1,TGF-β2等基因的异常表达,而与细胞增殖和凋亡相关基因的过表达则是致细胞死亡以及诱导肿瘤发生的常见毒性机制。进一步对16HBE细胞内抗氧化酶活力水平的研究发现,一甲胺刺激会影响细胞内清除氧自由基能力,并且一甲胺对细胞内ROSs水平也有较大的影响,一甲胺刺激组与空白组的单位荧光强度比例高达30倍,线粒体内的单位荧光强度比例也达到8倍,并且在加入抗氧化剂后,一甲胺刺激对细胞活力的影响削弱,细胞内ROSs的荧光强度也明显降低,表明一甲胺刺激下16HBE细胞内产生大量ROSs,甚至攻击线粒体,引发一系列氧化应激反应,是细胞毒性的重要贡献部分。在研究一甲胺对细胞内炎性因子的诱导时发现,一甲胺刺激导致炎性因子如白介素-6（IL-6）、白介素-8（IL-8）、肿瘤坏死因子-α（TNF-α）的水平上调,并会对NF-κB蛋白的表达产生影响从而激活细胞转录因子蛋白家族（NF-κB）信号通路,在分别加入抗氧化剂以及NF-κB抑制剂后,其细胞炎性因子分泌水平显着降低,表明ROSs的产生同时会诱导炎症反应发生,激活NF-κB信号通路,并且影响炎性因子分泌。而进一步动物病理学实验更是直观地反应出一甲胺刺激大鼠后,大鼠肺部出现肺泡结构改变、泡壁增生、组织细胞脱落等显着变化,表明一甲胺对肺组织有着明显的毒性作用。总体而言,本研究阐明了恶臭废气一甲胺对呼吸道有显着的毒性效应,揭示了一甲胺可以诱导氧化应激,并且在吸入一甲胺后显示人气道细胞中潜在的炎症作用,为一甲胺对人支气管上皮细胞的毒性以及动物病理研究提供了科学数据。
周围[4]（2012）在《低强度超声波强化MBR降解2，4-DNT废水的研究》文中研究表明本文研究了低强度超声波强化作用下,利用膜生物反应器（Membrane Bioreactor）工艺降解2,4-二硝基甲苯（2,4-DNT）废水,通过优化超声参数,包括超声时间、超声周期、超声强度和超声频率,考察COD的去除和2,4-DNT的降解效果。在得出最佳超声组合的基础上,长期连续稳定运行,改变营养元素COD:N: P的比例,考察反应器运行效果,并利用变性梯度凝胶电泳（DGGE）考察反应器中微生物群落结构的变化,为超声波强化技术应用于实际的工业废水处理提供一定的理论依据和参考。①不同的超声参数组合,对强化MBR处理2,4-DNT废水效能有很大影响。最佳超声组合为：超声频率35KHz,超声强度140w,超声时间20min, LIU-MBR （Low Intensity Ultrasound-MBR）的出水COD去除率比MBR高39.57%,2,4-DNT的降解率90%以上。通过连续施加超声,低强度超声减小了污泥粒径,降低了污泥的沉降性能,对污泥浓度（MLSS, mixed liquid suspended solids）没有明显的影响。②胞外聚合物（EPS）的主要贡献是结合态EPS。由于蛋白是膜污染的主要成分,LIU-MBR的溶解态蛋白和化合态蛋白浓度均小于MBR,低强度超声强化作用抑制了膜污染。③在营养元素比例正常阶段（COD：N：P=100：5：1）,LIU-MBR的上清液COD、膜出水COD、2,4-DNT的浓度均小于MBR, LIU-MBR的上清液COD去除率比MBR的高12.8%,2,4-DNT降解率比MBR高23.7%。限氮阶段（COD：N：P=100：1：1）和限磷阶段（COD:N:P=100:5:0.5）,污泥混合液中EPS浓度增加。通过扫描电镜观察膜片,各个阶段LIU-MBR膜片的污染程度小于MBR,膜片污染严重程度依次是限磷阶段、限氮阶段、正常阶段。④随着营养元素比例COD: N: P的改变,LIU-MBR中微生物群落多样性呈现逐渐递减的趋势,最终形成以Uncultured Sphingomonas sp.和Uncultured beta proteobacterium为主的简单微生物群落结构,且微生物的数量基本趋于稳定。
刘海燕[5]（2011）在《转nisI基因植物乳杆菌Lactobacillus plantarum 590对SD大鼠肠道健康的影响研究》文中研究说明微生物在食品中的应用可以追溯到几千年之前。如今,微生物在食品相关生产加工过程中扮演的角色越来越重要。转基因技术在微生物中的应用使转基因微生物新品种应运而生。不同的转基因微生物可以优化提升微生物原有的优良品质,能够满足人们某一方面的特殊需求,这无疑扩大了微生物的应用范围,降低了生产成本。然而,转基因产品毕竟是一种人工的新产品,人们对转基因产品的食用安全从转基因产品诞生之日起就存在疑虑。目前,针对转基因微生物系统、完善、实用的食用安全评价体系还没有出台,使得转基因微生物的市场化受到限制。因此,开展转基因微生物的食用安全性研究,建立系统完善的评价体系成为当前急需解决的任务。这对于促进转基因微生物规范发展,进一步扩大微生物的实际应用范围具有重要意义。本课题以转nisI基因植物乳杆菌Lactobacillus plantarum 590（Lp590）为研究对象,以非转基因的亲本植物乳杆菌Lp为对照,根据微生物自身特点,结合已有的对转基因植物的评价模型,而又不拘泥于已有的其他转基因产品的安全评价模式,从体外耐受性质、亚慢性毒性喂养、肠道相关免疫、基因水平转移等对机体有重要影响的作用过程及影响因素进行了研究。本论文通过全方位、较系统的研究,旨在探索完善、系统、实用的转基因微生物的食用安全评价模型,为转基因微生物大规模的开发利用奠定基础。对转基因植物乳杆菌Lp590体外耐受性质进行了研究。与Lp菌株相比,对乳酸链球菌素（nisin）的耐受性试验结果表明:Lp590确实能够耐受较高浓度的nisin,并且Lp590与Lp的生长特性相似。对实际生产中可能遇到的极端环境如,低温（4℃）和较高浓度乙醇时Lp590表现出与Lp相似的耐受性质,而且对于高温（52℃）、较高浓度过氧化氢和氯化钠三种环境的耐受性Lp590还要优于Lp。体外模拟胃肠道消化的结果表明,Lp590与Lp相似,都能耐受胃肠道环境。以上结果表明,基因改造没有对Lp590体外性质产生负面影响,Lp590有多种适合工业生产的优良特性。这些结论的获得也为之后通过动物喂养实验评价转基因植物乳杆菌Lp590的食用安全提供了可能。对SD大鼠进行了亚慢性毒性喂养试验。结果表明,与灌喂Lp相比,灌喂Lp590 28天后大鼠生长状态良好;体重、进食正常;血液、尿液各项指标正常;常规病理切片无特异性毒性变化;Lp590与亲本Lp相似,对空肠粘膜结构有显着改善。一系列结果都表明,Lp590与菌Lp对机体有相似的影响,没有发现转基因成分对大鼠机体产生不利于健康的影响。对粪便这一对肠道健康有重要影响的代谢指标进行了较全面的研究。平板计数和定量PCR两种方法对粪便主要菌群的研究表明,灌喂Lp590与Lp相似,都能促进肠道有益菌的增加抑制有害菌的增长,起到整肠作用。灌喂Lp590与Lp后,粪便主要酶活、粪便主要短链脂肪酸（SCFA）、粪便pH值及粪便水分含量的变化相似。从研究结果来看,没有发现转基因成分改变Lp590对机体的益生作用。用免疫组化、定量PCR和ELISA等方法对反映肠道渗透性、肠道粘膜免疫及机体整体免疫和抗氧化能力的相关研究表明,灌喂Lp590和Lp后,肠道渗透性降低;肠道粘膜免疫增加;机体抗氧化能力增强。Lp590表现出与Lp相似的对机体的有益作用,没有发现因外源基因转入而对机体产生副作用。设计特异的引物,对血液、肌肉、肝脏、脾脏及肾脏组织器官进行了PCR检测。结果没有在上述相关组织器官中发现外源基因成分。通过一系列试验,结果没有发现Lp590因为外源基因转入对机体产生不利影响,而且Lp590与Lp都对机体健康有改善作用。本研究首次对转基因微生物进行了针对肠道健康的食用安全评价。本课题首次提出了肠道健康是反映微生物对机体健康影响的主要标志。在具体评价过程中,课题抓住微生物的特点,从体外耐受到对肠道健康的重点评价思路,围绕重点,多角度分析,突出了对转基因微生物食用安全评价重点,建立了关于肠道健康的系统、完善、实用的转基因微生物食用安全评价体系,为转基因微生物的规范提供科学的标准方法。这必将为转基因微生物大规模的科学的开发利用和商业化奠定基础,并对进一步扩大微生物的实际应用范围具有重要指导意义。
伊雄海[6]（2008）在《农药类环境激素低剂量暴露对鲫鱼内分泌干扰效应及生物标志物研究》文中研究表明本文以典型农药类环境激素甲草胺、阿特拉津为对象,选用鲫鱼为模式生物,研究不同剂量、尤其是低剂量甲草胺、阿特拉津暴露对鲫鱼的生殖、内分泌和免疫功能的影响。试验设计甲草胺和阿特拉津的暴露浓度为:1/8、1/16、1/64、1/256、1/1024、1/4000 LC50,采用半静态水体染毒方法,试验期间每天更换一半染毒溶液,以确保暴露浓度恒定不变,持续染毒2个月。应用分子生态毒理学等研究方法及体内、体外相结合手段,开展环境激素作用机理和剂量-效应关系研究,尝试建立低浓度暴露生态毒理学研究方法体系,寻找水环境污染的早期预报的生物标志物,为环境激素的生态和健康风险评价提供科学依据和技术支持。主要研究结果如下:1、低剂量甲草胺及阿特拉津暴露可抑制鲫鱼的肝脏和精巢的生长、发育,使性腺指数和肝腺指数明显下降,作用影响呈非单调剂量效应关系。观察组织切片发现,甲草胺及阿特拉津暴露可损伤鲫鱼肝脏细胞结构,使肝脏细胞出现空泡、坏死、细胞肿大、胞质疏松等病理变化;并破坏鲫鱼精巢结构,影响其生殖能力,具有生殖毒性。2、低剂量甲草胺及阿特拉津暴露对鲫鱼肝脏谷胱甘肽（GSH）和激素代谢关键酶[谷胱甘肽硫转移酶（GST）和尿苷二磷酸葡萄糖醛酸转移酶（UDPGT）]活性的影响进行评价。结果表明,甲草胺及阿特拉津对上述各个酶系产生一定的干扰,呈现非单调剂量效应关系。GST和UDPGT活性及GSH含量对甲草胺、阿特拉津暴露均较敏感,这些指标从分子水平上反映了污染物对鱼体肝细胞的损伤,影响鲫鱼体内血清激素的平衡,造成内分泌系统的干扰危害,引起一系列的生理生化反应。3、采用放射免疫技术,研究低剂量甲草胺和阿特拉津暴露对鲫鱼性激素[17β-雌二醇（E2）、睾酮（T）]及甲状腺激素[促甲状腺激素（TSH）、三碘甲状腺原氨酸（T3）]的影响。结果表明,甲草胺可使鲫鱼体内的血清激素E2、TSH和T3水平上升,而T的水平下降。阿特拉津可使E2和T3水平上升,而对T及TSH没有显着影响。研究显示,鲫鱼体内血清性激素E2/T的比值是一种可以有效地指示污染水体中这两种农药类环境激素对鱼类的内分泌干扰毒性的生物标志物。4、鲫鱼UDPGT作为E2激素代谢关键酶,在UDPGT受明显抑制的情况下,无法代谢体内产生的E2,使得E2得以在体内累积,表现为明显负相关的趋势。并且GST在调节甲状腺激素水平的过程中起重要作用,随着甲草胺及阿特拉津的染毒浓度增加GST酶活力下降而T3水平则持续上升。鲫鱼肝脏激素代谢关键酶的活性的改变,可影响鲫鱼体内激素的水平,表明内分泌干扰效应的机制。5、研究建立测定鲫鱼卵黄蛋白原的间接竞争ELISA方法。结果表明,鲫鱼VTG为二个150、160kda的同源二聚体。低剂量的甲草胺和阿特拉津都能够诱导雄性鲫鱼体内产生卵黄蛋白原（VTG）。经低剂量甲草胺染毒后,鲫鱼体内VTG总体呈现为倒“U”型。而经阿特拉津诱导的鲫鱼体内的VTG呈现为不规则的波动,无明显剂量效应关系,对于鲫鱼而言,阿特拉津表现出内分泌干扰活性弱于甲草胺。并且雄鱼体内的VTG积累到一定程度以后,能导致肝、肾等各种组织病变。6、提取鲫鱼血液总DNA,通过RAPD试验筛选出合适的引物,结果表明,低剂量甲草胺和阿特拉津暴露对鲫鱼DNA有损伤作用,可引起鲫鱼DNA序列发生变化,使DNA片断缺失或增加,并且基因多态性增加,存在一定的至突变性,呈非单调剂量-效应关系。7、从鲫鱼血液中分离淋巴细胞体外培养,采用噻唑蓝（MTT）比色法开展对淋巴细胞生长活性的影响实验,结果表明,两种环境激素对淋巴细胞活性的抑制作用存在较明显的剂量-效应关系,甲草胺和阿特拉津对淋巴细胞的半数抑制浓度分别为27.7±7.6μg/L和97.6±26.4μg/L。两种环境激素对鲫鱼淋巴细胞增殖的影响实验结果表明,甲草胺在浓度达到7μg/L时就对淋巴细胞增殖产生明显的抑制作用,而阿特拉津则在浓度达到50μg/L时才对淋巴细胞增殖产生抑制作用。8、从鲫鱼头肾中分离纯化得到巨噬细胞,体外培养,用甲草胺和阿特拉津染毒。结果表明,甲草胺和阿特拉津对巨噬细胞的半数抑制浓度分别为68.2±7.1μg/L和153.9±23.5μg/L。甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞产生超氧阴离子（O2-）活性的影响实验结果表明,两种环境激素均可抑制巨噬细胞产生超氧阴离子（O2-）活性,呈非单调剂量-效应关系。9、甲草胺和阿特拉津对细胞酶活的影响实验结果表明,两种环境激素对淋巴细胞的乳酸脱氢酶（LDH）酶活和巨噬细胞的LDH与酸性磷酸酶（ACP）酶活的抑制作用表现出明显的剂量-效应关系。由此可推测,甲草胺和阿特拉津对细胞酶活的抑制效应可能是其对鲫鱼淋巴细胞和巨噬细胞活性功能产生影响的主要原因。10、通过活体染毒试验,采集血液样本,进行淋巴细胞增殖实验及血液白细胞计数。结果表明,低剂量甲草胺和阿特拉津染毒组的淋巴细胞增殖水平与对照组相比均有不同程度的下降,血液白细胞数与对照组相比也均有明显下降。无论是体外染毒还是低剂量活体暴露实验均表明,当甲草胺和阿特拉津达到一定浓度后,对鲫鱼淋巴细胞和巨噬细胞的活性功能均表现出抑制作用,表明这两种环境激素对鲫鱼存在潜在的免疫毒性。
邢厚娟[7]（2007）在《硝基苯对昆明小鼠亚急性毒性的研究》文中研究说明本文以有机污染物硝基苯（NB）为研究对象，以乙酰胆碱酯酶（AChE）、乙酰胆碱（ACh）、过氧化氢酶（CAT）、谷胱甘肽过氧化物酶（GSH-Px）、超氧化物歧化酶（SOD）、丙二醛（MDA）、总抗氧化能力（T-AOC）、蛋白质羰基含量、病理学变化和细胞色素P450酶系为指标，研究了NB对小鼠肝、脑、脾、肾的毒性和抗氧化防御系统的损伤作用，并对其毒性作用机理进行了初步探讨，为全面评价NB对哺乳动物的生态毒理效应提供科学依据。研究结果表明：1．通过蓄积试验，证明NB的毒性属中度蓄积。2．通过显微和超微结构的观察，证明NB能够导致小鼠肝、脑、脾、肾各组织发生损伤，使其生理机能降低。不同剂量NB染毒后，病理组织结构变化的差异为判断和分析NB中毒效应提供了充分的形态学依据。3．NB能够诱导小鼠肝、脑、脾、肾各组织发生氧化应激，导致CAT、GSH-Px、SOD活性及T-AOC降低、MDA含量蛋白质羰基含量升高，破坏机体抗氧化防御系统及消除自由基功能，造成小鼠各组织发生氧化损伤，影响其正常的生理机能。4．随着染毒时间的延长和剂量的加大，小鼠脑乙酰胆碱酯酶活性不断降低，肝乙酰胆碱含量总体呈升高趋势，并表现为明显的剂量和时间依赖性，说明NB对神经递质乙酰胆碱产生了作用，表明其具有神经毒性。5．通过对小鼠肝脏内混合功能氧化酶活性的检测，证实NB能诱导细胞色素P450酶系中的b5、氨基吡啉-N-脱甲基酶、7-乙氧基香豆素脱烃酶（EROD）、和7-乙氧基香豆素O-脱乙氧基酶活性；抑制NADPH-cyc还原酶活性，近而影响机体正常的生理机能。综上所述，NB可以造成肝、脑、脾、肾组织的病理学损伤，抑制肝内混合功能氧化酶的活性，诱导氧化应激，影响组织酶活性，破坏机体抗氧化防御系统及清除自由基功能，引起机体蛋白质氧化损伤，进而发挥其毒性作用。
张静[8]（2006）在《吸烟对雄性小鼠生殖发育影响的研究》文中研究说明目的：研究吸烟对雄性小鼠生殖发育的影响。方法：选用雄性昆明种小鼠110只，适应性喂养一周后随机选择10只雄性小鼠采用颈椎脱臼法处死，采样测定各项指标。剩余的100只随机分为吸烟组和对照组，每组50只，每组小鼠又分为5个小组（吸烟2周组、吸烟4周组、吸烟6周组、吸烟8周组和繁殖组），每小组10只。于吸入香烟烟雾后第2、4、6、8周分别采用颈椎脱臼法处死吸烟组与对照组小鼠各一小组，采样测定各项指标。连续染毒8周后，吸烟组与对照组的繁殖组小鼠与雌性小鼠按雌雄1∶1合笼交配，交配时间为一周，交配期间雄性小鼠继续染毒。怀孕雌性小鼠待其自然分娩，连续观察仔鼠生长发育情况21天后实验结束。结果：1)随着吸烟时间的延长，吸烟组小鼠体重增长明显低于对照组；各吸烟组小鼠睾丸、附睾和精囊腺系数低于对照组，尤其是吸烟8周组明显低于对照组（P＜0.05），精子畸形率随着吸烟时间的延长而增加，吸烟8周组明显高于对照组（P＜0.01）。2)吸烟组小鼠睾丸组织出现不同程度的萎缩。3)随着吸烟时间的延长，小鼠睾丸匀浆中SOD、MDA及NOS活性均有升高趋势（P＜0.05），吸烟6周及8周组明显高于对照组（P＜0.05或P＜0.01）；随着吸烟时间的延长ACP、LDH活性均有下降趋势（P＜0.05），吸烟6周及8周组明显低于对照组（P＜0.05或P＜0.01）。4)EGF、EGER及PCNA阳性细胞数随着吸烟时间的延长表达逐渐减少（P＜0.05），吸烟6周及8周组明显低于对照组（P＜0.05或P＜0.01）。5)吸烟组小鼠受孕率及正常分娩率都较对照组小鼠低，但无统计学意义（P＞0.05）；死仔率吸烟组较对照组高（P＜0.05），出生存活率吸烟组较对照组低，但无统计学意义（P＞0.05）；哺乳成活率吸烟组较对照组低（P＜0.05）。吸烟组仔鼠体重增长明显低于对照组（P＜0.05）；吸烟组张
杨丽[9]（2003）在《七种典型污染物对小鼠生殖细胞DNA损伤的SCGE研究》文中指出本文以铅（Pb）、镉（Cd）、间二硝基苯（m-DNB）、2,4-二硝基甲苯（2,4-DNT）、2,6-二硝基甲苯（2,6-DNT）、对硝基甲苯（4-NT）以及2,4-二硝基苯胺（2,4-DNAn）七种化合物为研究对象，从分子水平生物毒性研究角度出发，采用睾丸支持细胞／生殖细胞共培养和单细胞凝胶电泳技术对这几种化合物对小鼠生殖细胞DNA的损伤作用进行了研究，并对这几种化合物致DNA损伤的毒作用机理以及生殖毒性进行了初步探讨，为生态毒理学提供DNA水平安全性评价依据。研究结果表明，这七种化合物均具有生殖毒性。它们均在一定浓度范围内对昆明雄性小鼠生殖细胞DNA产生了损伤作用，且受损率随浓度的升高而升高，具有明显的剂量效应关系，这七种化合物均为典型的对数曲线关系，回归方程和相关系数如下所示：Pb：在0.004～1mmol／L浓度下引起了小鼠生殖细胞DNA损伤作用，回归方程为y=0.26241gx+0.9893，相关系数r=0.9948**；Cd：在0.00008～0.05mmol／L浓度下引起了小鼠生殖细胞DNA损伤作用，对数回归方程为y=0.1961gx+1.159，相关系数r=0.9999**；m-DNB：在0.00004～0.025mmol／L浓度下引起了小鼠生殖细胞DNA损伤作用，对数回归方程为y=0.15171gx+1.223，相关系数r=0.955**；2,4-DNT：在0.000032～0.5mmol／L浓度下引起了小鼠生殖细胞DNA损伤作用，对数回归方程为y=0.07361gx+1.053，相关系数r=0.9612**；2,6-DNT：在0.000032～0.02mmol／L浓度下引起了小鼠生殖细胞DNA损伤作用，对数回归方程为y=0.09591gx+1.1909；相关系数r=0.9761**；4-NT：在0.000032～0.02mmol／L浓度下引起了小鼠生殖细胞DNA损伤作用，对数回归方程为y=0.25471gx+1.4407，相关系数r=0.9760**；2,4-DNAn在0.0008～0.02mmol／L浓度下引起了小鼠生殖细胞DNA损伤作用，且具有明显的剂量效应关系。上述各式中，x为剂量（mmol／L），y为慧星出现率的小数形式，相关系数，经显着性检验，p＜0.01。
刘黎阳,武海明,王彤,陈亚妮,岳红,刘晓峰,贾治峰[10]（2002）在《二硝基甲苯染毒大鼠肾脏、睾丸病理学观察》文中研究表明[目的]全面观察二硝基甲苯（DNT）对大鼠肾脏和睾丸的病理损害情况。[方法]用二硝基甲苯以食用植物油为溶剂分为0、5、16、50 mg/kg剂量组给大鼠经口灌胃,每日1次,连续13周,宰杀后取其肾脏、睾丸观察病理改变。[结果]大鼠肾脏、睾丸有不同程度的损伤,其中近曲肾小管上皮细胞水肿、肾间质淤血与DNT各剂量间呈显着正相关性。50 mg/kg组大鼠睾丸间质水肿、精曲小管各级生殖细胞及精子数量减少。[结论]表明DNT对大鼠肾脏和睾丸有一定的毒作用。
二、二硝基甲苯染毒大鼠肾脏、睾丸病理学观察（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、二硝基甲苯染毒大鼠肾脏、睾丸病理学观察（论文提纲范文）
（1）普鲁士蓝纳米粒子小鼠体内生物安全性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 纳米材料与生物系统的相互作用 |
| 1.2.1 表面效应-蛋白质冠的形成 |
| 1.2.2 小尺寸效应-高催化活性 |
| 1.3 纳米材料生物安全性研究 |
| 1.3.1 一般毒理学研究 |
| 1.3.2 药代动力学研究 |
| 1.3.3 组学技术在纳米材料生物安全性研究中的应用 |
| 1.4 普鲁士蓝纳米粒子及其生物安全性研究进展 |
| 1.4.1 普鲁士蓝纳米粒子简介 |
| 1.4.2 普鲁士蓝纳米粒子生物安全性研究进展 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 2 柠檬酸修饰PB NPs的制备表征与降解性质研究 |
| 2.1 实验材料和仪器 |
| 2.1.1 材料与试剂 |
| 2.1.2 仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验中常用溶液配制 |
| 2.2.2 PB NPs的制备 |
| 2.2.3 PB NPs的表征 |
| 2.2.4 PB NPs的体外降解实验 |
| 2.2.5 数据统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 PB NPs的制备和表征 |
| 2.3.2 PB NPs的稳定性和分散性 |
| 2.3.3 PB NPs在体外模拟体液的降解 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 PB NPs一般毒理学研究 |
| 3.1 实验材料和仪器 |
| 3.1.1 材料与试剂 |
| 3.1.2 仪器设备 |
| 3.1.3 实验动物 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 实验中常用溶液配制 |
| 3.2.2 小鼠体重、体征以及脏器系数 |
| 3.2.3 血常规指标与生化指标检测 |
| 3.2.4 组织病理学检验 |
| 3.2.5 细胞因子检测 |
| 3.2.6 数据统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 小鼠体重与体征检测结果 |
| 3.3.2 血常规与生化指标结果 |
| 3.3.3 脏器系数与组织病理学结果 |
| 3.3.4 细胞因子检测结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 PB NPs药代动力学研究 |
| 4.1 实验材料与仪器 |
| 4.1.1 材料与试剂 |
| 4.1.2 仪器设备 |
| 4.1.3 实验动物 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 实验中常用试剂配制 |
| 4.2.2 小鼠药代动力学实验 |
| 4.2.3 PB NPs在血浆中蛋白质冠的形成与鉴定 |
| 4.2.4 数据统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 PB NPs的血液清除结果 |
| 4.3.2 PB NPs的组织分布结果 |
| 4.3.3 蛋白质冠的形成与成份鉴定结果 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 肺脏蛋白质组学和代谢组学研究 |
| 5.1 实验材料与仪器设备 |
| 5.1.1 材料与试剂 |
| 5.1.2 仪器设备 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 实验中常用溶液配制 |
| 5.2.2 蛋白质组学分析 |
| 5.2.3 非靶向代谢组学分析 |
| 5.2.4 数据统计分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 肺脏蛋白质组学数据分析结果 |
| 5.3.2 肺脏代谢组学数据分析结果 |
| 5.4 组学综合分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 肝脏蛋白质组学和代谢组学研究 |
| 6.1 实验材料与仪器设备 |
| 6.2 实验方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 肝脏蛋白质组学数据分析结果 |
| 6.3.2 肝脏代谢组学数据分析结果 |
| 6.4 组学综合分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 东北林业大学 博士学位论文修改情况确认表 |
（2）RNA去甲基化酶FTO调控EAAT3在锰致SH-SY5Y细胞兴奋性毒性的作用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 英文缩略语 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 主要试剂和仪器 |
| 2.1.1 主要试剂 |
| 2.1.2 主要仪器 |
| 2.2 研究对象和分组 |
| 2.2.1 SH-SY5Y细胞Mn暴露模型 |
| 2.2.2 SH-SY5Y细胞FTO抑制模型 |
| 2.2.3 SH-SY5Y细胞FTO过表达模型 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 慢病毒转染构建 FTO 过表达模型 |
| 2.3.2 乳酸脱氢酶（LDH）检测 |
| 2.3.3 免疫荧光观察NF-κB入核 |
| 2.3.4 Western blotting检测蛋白表达水平 |
| 2.3.5 qRT-PCR 检测 mRNA 表达水平 |
| 2.3.6 细胞内外 Glu 含量检测 |
| 2.3.7 MeRIP-PCR |
| 2.3.8 数据处理和统计学分析 |
| 3 结果 |
| 3.1 Mn暴露对细胞LDH释放量的影响 |
| 3.2 Mn暴露对SH-SY5Y细胞内外谷氨酸含量的影响 |
| 3.3 Mn暴露组 SH-SY5Y 细胞 EAAT3 蛋白和 mRNA 表达 |
| 3.4 Mn暴露组 FTO 蛋白和 mRNA 表达 |
| 3.5 MA2 干预对 SH-SY5Y 细胞 LDH 释放量的影响 |
| 3.6 MA2 干预剂组 SH-SY5Y 细胞 EAAT3 的蛋白和 mRNA 表达情况 |
| 3.7 MA2 干预剂组 SH-SY5Y 细胞内外谷氨酸含量变化 |
| 3.8 SH-SY5Y细胞 FTO 过表达模型的构建 |
| 3.8.1 明场条件下慢病毒转染细胞形态 |
| 3.8.2 荧光条件下观察慢病毒转染细胞效率 |
| 3.8.3 western blotting定量验证 FTO 过表达效果 |
| 3.9 SH-SY5Y细胞 FTO过表达模型对细胞 LDH释放量的影响 |
| 3.10 SH-SY5Y细胞FTO过表达模型FTO蛋白表达情况 |
| 3.11 SH-SY5Y细胞FTO过表达模型EAAT3 蛋白和mRNA表达情况 |
| 3.12 SH-SY5Y细胞FTO过表达模型细胞 EAAT3 m~6A mRNA表达情况 |
| 3.13 SH-SY5Y细胞FTO过表达模型细胞内外谷氨酸含量的变化 |
| 3.14 Mn暴露对SH-SY5Y细胞NF-κB的影响 |
| 3.14.1 Mn暴露对 NF-κB 入核的影响 |
| 3.14.2 Mn暴露对 NF-κB 蛋白表达影响 |
| 3.15 NF-κB抑制剂组SH-SY5Y细胞NF-κB入核情况 |
| 3.16 NF-κB抑制剂组SH-SY5Y细胞FTO蛋白和mRNA表达 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 本研究创新性的自我评价 |
| 参考文献 |
| 综述 表观遗传修饰在重金属致神经系统功能障碍中的作用与机制 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（3）典型恶臭污染物一甲胺暴露对人体呼吸系统的毒性作用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 恶臭污染物概述 |
| 1.1.1 恶臭污染物的产生 |
| 1.1.2 恶臭污染物的污染现状 |
| 1.2 一甲胺概述 |
| 1.2.1 一甲胺的污染现状及处理方法 |
| 1.2.2 一甲胺的毒性效应研究现状 |
| 1.3 呼吸系统毒性效应概述 |
| 1.3.1 呼吸系统疾病 |
| 1.3.2 呼吸系统损伤反应 |
| 1.3.3 体外暴露研究细胞毒性 |
| 1.4 课题思路的提出与设计 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容与实验流程图 |
| 第二章 一甲胺的细胞毒性实验部分 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验器材 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.2 细胞培养及染毒 |
| 2.3 细胞损伤与凋亡 |
| 2.3.1 细胞活性检测 |
| 2.3.2 乳酸脱氢酶检测 |
| 2.3.3 细胞凋亡检测 |
| 2.4 细胞内氧化应激反应 |
| 2.4.1 超氧化物歧化酶活力检测 |
| 2.4.2 过氧化氢酶活力检测 |
| 2.4.3 脂质过氧化程度检测 |
| 2.4.4 挽救实验 |
| 2.4.5 细胞内ROSs检测 |
| 2.5 细胞内炎症反应 |
| 2.5.1 细胞内炎症因子检测 |
| 2.5.2 免疫荧光实验 |
| 2.5.3 蛋白定量检测 |
| 2.6 基因表达 |
| 第三章 一甲胺的细胞毒性实验结果与讨论 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 细胞损伤与凋亡 |
| 3.2.1 细胞形态变化 |
| 3.2.2 细胞活性检测 |
| 3.2.3 乳酸脱氢酶浓度检测 |
| 3.2.4 细胞凋亡检测 |
| 3.3 细胞内氧化应激 |
| 3.3.1 细胞内SOD酶活、CAT酶活、MDA含量检测 |
| 3.3.2 挽救实验 |
| 3.3.3 细胞内ROSs检测 |
| 3.4 细胞内炎症反应 |
| 3.4.1 细胞内炎症因子检测 |
| 3.4.2 免疫荧光实验 |
| 3.4.3 蛋白定量检测 |
| 3.5 基因表达 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 一甲胺的动物毒理作用研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 实验器材 |
| 4.2.2 实验动物及试剂 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 一甲胺的动物毒理效应结果与讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 全文结论、创新之处及研究展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 论文创新点 |
| 5.3 论文不足之处及研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间参加的研究项目 |
| 致谢 |
（4）低强度超声波强化MBR降解2，4-DNT废水的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 2,4-DNT废水的来源及危害 |
| 1.2 2,4-DNT废水的处理方法 |
| 1.2.1 物理法 |
| 1.2.2 化学法 |
| 1.2.3 生物法 |
| 1.3 MBR研究进展 |
| 1.3.1 MBR工艺特点 |
| 1.3.2 MBR技术在污水中应用 |
| 1.3.3 膜污染 |
| 1.4 超声波强化技术在污水处理中的应用 |
| 1.4.1 低强度超声波概述 |
| 1.4.2 低强度超声波在污水处理中的应用 |
| 1.5 主要研究目的和内容 |
| 1.5.1 课题的研究对象与目的 |
| 1.5.2 课题的研究内容和技术路线 |
| 2 实验部分 |
| 2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 水质及污泥来源 |
| 2.1.4 膜材料 |
| 2.2 实验装置 |
| 2.3 分析项目与方法 |
| 2.3.1 水质指标测定 |
| 2.3.2 污泥指标测定 |
| 2.3.3 胞外聚合物的提取及测定方法 |
| 2.3.4 蛋白质的测定 |
| 2.3.5 多糖的测定 |
| 2.3.6 DNA的提取方法 |
| 2.3.7 SEM的样品制作 |
| 3 低强度超声波超声条件的优化 |
| 3.1 空白实验 |
| 3.2 单因素实验 |
| 3.2.1 超声时间对出水COD的影响 |
| 3.2.2 超声强度对出水COD的影响 |
| 3.3 正交实验 |
| 3.3.1 超声各组合对污水处理效果的影响 |
| 3.3.2 超声各组合对污泥性质的影响 |
| 3.3.3 超声各组合对膜污染的影响 |
| 3.4 降解产物分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 不同COD：N：P条件下长期连续稳定运行 |
| 4.1 改变进水组成对上清液COD的影响 |
| 4.2 改变进水组成对膜出水COD的影响 |
| 4.3 改变进水组成对2,4-DNT降解的影响 |
| 4.4 改变进水组成对溶解态EPS的影响 |
| 4.5 改变进水组成对结合态EPS的影响 |
| 4.6 污泥和膜片的SEM表征 |
| 4.6.1 反应器中污泥的表征 |
| 4.6.2 PVDF膜的表征 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 低强度超声强化MBR反应器内微生物群落及动态变化规律研究 |
| 5.1 MBR内微生物群落结构和演替规律分析 |
| 5.1.1 基因组总DNA提取 |
| 5.1.2 样品的PCR扩增 |
| 5.1.3 微生物群落动态变化 |
| 5.1.4 微生物群落多样性分析 |
| 5.1.5 微生物群落结构分析 |
| 5.2 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（5）转nisI基因植物乳杆菌Lactobacillus plantarum 590对SD大鼠肠道健康的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 转基因微生物研究现状 |
| 1.1.1 转基因食品的发展 |
| 1.1.2 转基因食品的分类 |
| 1.1.3 转基因微生物的重要性 |
| 1.1.4 转基因微生物的应用 |
| 1.2 转基因乳酸菌研究现状 |
| 1.2.1 乳酸菌概述 |
| 1.2.2 转基因乳酸菌研究进展 |
| 1.3 转基因食品食用安全性评价研究现状 |
| 1.3.1 转基因食品食用安全评价概况 |
| 1.3.2 转基因微生物食用安全评价概况 |
| 1.4 肠道健康对机体健康的重要性 |
| 1.5 立题意义与研究内容 |
| 1.6 参考文献 |
| 第二章 Lp590 体外性质的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与试剂 |
| 2.2.1 实验菌株 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 溶液配制 |
| 2.2.4 主要仪器设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 Lp590 生长特性的测定 |
| 2.3.2 Lp590 及Lp 菌株菌悬液的制备 |
| 2.3.3 Lp590 对nisin 抗性的测定 |
| 2.3.4 Lp590 在模拟胃肠道环境中耐受性的测定 |
| 2.3.5 Lp590 对温度耐受性的测定 |
| 2.3.6 Lp590 对乙醇、过氧化氢、氯化钠耐受性的测定 |
| 2.3.7 统计方法 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 Lp590 的生长特性 |
| 2.4.2 Lp590 对nisin 的抗性 |
| 2.4.3 Lp590 在模拟胃肠道环境中的耐受性 |
| 2.4.4 Lp590 对温度的耐受性 |
| 2.4.5 Lp590 对乙醇、过氧化氢、氯化钠的耐受性 |
| 2.5 讨论 |
| 2.6 本章小结 |
| 2.7 参考文献 |
| 第三章 Lp590 的亚慢性毒理学研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 实验菌株 |
| 3.2.2 溶液配制及动物日粮来源 |
| 3.2.3 主要仪器设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 菌悬液的制备 |
| 3.3.2 实验动物 |
| 3.3.3 饲养与管理 |
| 3.3.4 日常观察 |
| 3.3.5 生长性能测定 |
| 3.3.6 尿常规测定 |
| 3.3.7 血常规指标测定 |
| 3.3.8 血生化指标测定 |
| 3.3.9 病理学分析 |
| 3.3.10 样品收集 |
| 3.3.11 统计分析 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 体重增长与进食量 |
| 3.4.2 尿常规指标 |
| 3.4.3 血常规指标 |
| 3.4.4 血生化指标 |
| 3.4.5 脏器重量 |
| 3.4.6 组织病理学 |
| 3.4.6.1 灌喂PBS 组 |
| 3.4.6.2 灌喂Lp 组 |
| 3.4.6.3 灌喂Lp590 组 |
| 3.4.6.4 组织切片观察小结 |
| 3.4.6.5 空肠结构观察 |
| 3.4.6.6 空肠粘膜形态 |
| 3.6 本章小结 |
| 3.7 参考文献 |
| 第四章 Lp590 对SD 大鼠粪便菌群的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 实验对象 |
| 4.2.2 主要试剂 |
| 4.2.3 溶液配制 |
| 4.2.4 主要仪器设备 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 粪便主要菌群平板计数 |
| 4.3.1.1 粪便样品处理 |
| 4.3.1.2 五种主要菌的培养 |
| 4.3.2 粪便主要菌群荧光定量PCR 分析 |
| 4.3.2.1 粪便基因组DNA 提取 |
| 4.3.2.2 标准菌株培养及其基因组DNA 提取 |
| 4.3.2.3 菌株DNA 拷贝数的测定 |
| 4.3.2.4 各菌株标准曲线的建立 |
| 4.3.2.5 粪便菌群测定 |
| 4.3.3 变性梯度凝胶电泳（DDGE）分析大鼠粪便菌群 |
| 4.3.3.1 DNA 模板标准的统一 |
| 4.3.3.2 细菌通用引物扩增16S rDNA |
| 4.3.3.3 变性梯度凝胶电泳（DGGE） |
| 4.3.3.4 图谱相似性分析 |
| 4.3.4 粪便水份测定 |
| 4.3.5 粪便短链脂肪酸（SCFA）测定 |
| 4.3.6 粪便pH 值测定 |
| 4.3.7 粪便酶活测定 |
| 4.3.7.1 标准曲线的建立 |
| 4.3.7.2 酶活测定 |
| 4.3.8 统计分析 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 标准菌株DNA 拷贝数 |
| 4.4.2 粪便主要菌群平板计数结果 |
| 4.4.3 粪便主要菌群定量PCR 计数结果 |
| 4.4.4 DGGE 图谱分析 |
| 4.4.5 Lp590 对粪便含水量的影响 |
| 4.4.6 Lp590 对粪便SCFA 含量和粪便pH 的影响 |
| 4.4.7 Lp590 对粪便酶活的影响 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 本章小结 |
| 4.7 参考文献 |
| 第五章 Lp590 对SD 大鼠肠道免疫的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.2.1 实验对象 |
| 5.2.2 主要试剂 |
| 5.2.3 主要仪器设备 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 免疫组织化学法测定ZO-1(zonula occluden-1),Occludin 两种蛋白含量 |
| 5.3.2 实时定量PCR 法测定ZO-1,Occludin 及SIgA 三种蛋白含量 |
| 5.3.3 血浆内毒素测定 |
| 5.3.4 血清DX-4000-FITC 测定 |
| 5.3.5 回肠SIgA 蛋白ELISA 测定 |
| 5.3.6 血清相关蛋白ELISA 测定 |
| 5.3.7 血清相关抗氧化指标测定 |
| 5.3.8 数据统计 |
| 5.4 结果与分析 |
| 5.4.1 ZO-1,Occludin 两蛋白含量测定 |
| 5.4.2 SIgA 蛋白含量测定 |
| 5.4.3 DX-4000-FITC 和血浆内毒素含量测定 |
| 5.4.4 相关免疫因子血清ELISA 测定 |
| 5.4.5 抗氧化指标血清生化法测定 |
| 5.5 讨论 |
| 5.6 本章小结 |
| 5.7 参考文献 |
| 第六章 Lp590 基因水平转移研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料 |
| 6.2.1 实验对象 |
| 6.2.2 试剂 |
| 6.2.3 主要仪器设备 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 组织器官基因组DNA 提取 |
| 6.3.2 转基因植物乳杆菌Lp590 特异性引物设计 |
| 6.3.2.1 引物设计 |
| 6.3.2.2 大鼠组织器官转基因成分检测 |
| 6.4 结果与分析 |
| 6.5 讨论 |
| 6.6 本章小结 |
| 6.7 参考文献 |
| 论文主要结论和创新点 |
| 一 论文主要结论 |
| 二 论文创新点 |
| 致谢 |
| 附录：作者在攻读博士学位期间发表的论文 |
（6）农药类环境激素低剂量暴露对鲫鱼内分泌干扰效应及生物标志物研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 环境激素概述 |
| 1.1.1 环境激素的概念及内涵 |
| 1.1.2 环境激素的种类 |
| 1.1.3 环境激素的作用特点 |
| 1.1.4 农药类环境激素种类及污染特点 |
| 1.1.5 我国农药类环境激素使用现状 |
| 1.2 环境激素毒理学 |
| 1.2.1 对内分泌系统的影响 |
| 1.2.2 对生殖系统的影响 |
| 1.2.3 对免疫系统的影响 |
| 1.2.4 对神经系统的影响 |
| 1.3 环境激素可能的作用机制 |
| 1.4 环境激素的低剂量效应 |
| 1.5 环境激素对鱼类的生态毒理效应 |
| 1.5.1 水中农药污染现状 |
| 1.5.2 农药对鱼类的影响 |
| 1.6 环境激素生态毒理学研究方法 |
| 1.7 研究背景、目标、内容和技术路线 |
| 1.7.1 研究背景 |
| 1.7.2 研究目标 |
| 1.7.3 研究对象 |
| 1.7.4 研究内容 |
| 1.7.5 技术路线 |
| 第二章 低剂量环境激素对鲫鱼肝脏、精巢生长的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 主要仪器 |
| 2.1.2 主要试剂 |
| 2.1.3 试验动物及饲养条件 |
| 2.1.4 实验设计 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼的急性毒性 |
| 2.2.2 低剂量染毒浓度设计 |
| 2.2.3 甲草胺和阿特拉津色谱图 |
| 2.2.4 低剂量环境激素暴露对鲫鱼GSI 和HSI 的影响 |
| 2.2.5 低剂量环境激素暴露对鲫鱼肝脏和精巢组织的影响 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 低剂量环境激素对鲫鱼激素代谢关键酶的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 蛋白质测定的标准曲线 |
| 3.2.2 低剂量环境激素对鲫鱼激素代谢关键酶的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 低剂量环境激素对鲫鱼血清激素的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 低剂量环境激素对鲫鱼血清性激素浓度的影响 |
| 4.2.2 低剂量环境激素对鲫鱼甲状腺激素浓度的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 低剂量环境激素对鲫鱼卵黄蛋白原的诱导 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 血浆中VTG 的分离提纯 |
| 5.2.2 鲫鱼VTG 分子量的测定 |
| 5.2.3 抗体和包被抗原的最佳工作浓度 |
| 5.2.4 标准曲线 |
| 5.2.5 农药环境激素对鲫鱼VTG 水平的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 低剂量环境激素对鲫鱼基因组DNA 多态性影响的RAPD 分析 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 鲫鱼基因组DNA 的提取 |
| 6.2.2 低剂量甲草胺暴露对鲫鱼基因组DNA 多态性的影响 |
| 6.2.3 低剂量阿特拉津暴露对鲫鱼基因组DNA 多态性的影响 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 农药类环境激素对鲫鱼淋巴细胞活性功能的影响 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼淋巴细胞体外生长活性的影响 |
| 7.2.2 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼淋巴细胞增殖的影响 |
| 7.2.3 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼淋巴细胞乳酸脱氢酶（LDH）活性的影响 |
| 7.3 讨论 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 农药类环境激素对鲫鱼巨噬细胞活性功能的影响 |
| 8.1 材料与方法 |
| 8.2 结果与分析 |
| 8.2.1 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞体外生长活性的影响 |
| 8.2.2 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞产生超氧阴离子（02-）活性的影响 |
| 8.2.3 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞酸性磷酸酶（ACP）活性的影响 |
| 8.2.4 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞乳酸脱氢酶（LDH）活性的影响 |
| 8.3 讨论 |
| 8.4 小结 |
| 第九章 低剂量环境激素对鲫鱼的免疫毒性研究 |
| 9.1 材料与方法 |
| 9.2 结果与分析 |
| 9.2.1 低剂量甲草胺和阿特拉津暴露对鲫鱼淋巴细胞增殖的影响 |
| 9.2.2 低剂量甲草胺和阿特拉津暴露对鲫鱼血液白细胞数的影响 |
| 9.3 讨论 |
| 9.4 小结 |
| 第十章 总结与展望 |
| 10.1 研究结论 |
| 10.2 创新点 |
| 10.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文 |
| 攻读博士学位期间参与的科研项目 |
| 致谢 |
（7）硝基苯对昆明小鼠亚急性毒性的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 硝基苯的理化性质及应用 |
| 1.2 硝基苯在机体内的代谢 |
| 1.3 硝基苯中毒的临床表现 |
| 1.4 硝基苯中毒的组织学变化 |
| 1.5 硝基苯的毒性 |
| 1.5.1 硝基苯急性毒性的研究 |
| 1.5.2 硝基苯对免疫系统的毒性 |
| 1.5.3 硝基苯对生殖和发育系统的毒性 |
| 1.5.4 硝基苯对血液系统的毒性 |
| 1.5.5 硝基苯对肝脏的毒性 |
| 1.5.6 硝基苯对中枢神经系统的毒性 |
| 1.5.7 硝基苯对肾脏的毒性 |
| 1.6 试验研究的目的和意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验动物及处理 |
| 2.1.1 蓄积试验 |
| 2.1.2 亚急性毒性试验 |
| 2.2 主要仪器和试剂 |
| 2.2.1 主要仪器 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.3 试验样品的采集与处理 |
| 2.3.1 血液样品的采集与处理 |
| 2.3.2 组织样品的采集与处理 |
| 2.4 试验检测项目与方法 |
| 2.4.1 临床症状检查 |
| 2.4.2 病理学检查 |
| 2.4.3 蓄积试验 |
| 2.4.4 抗氧化功能指标的检测 |
| 2.4.5 组织中蛋白质羰基含量的检测 |
| 2.4.6 脑乙酰胆碱酯酶活性的测定 |
| 2.4.7 肝乙酰胆碱的测定 |
| 2.4.8 肝微粒体混合功能氧化酶的测定 |
| 2.5 试验数据处理与统计 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 临床症状观察 |
| 3.2 病理学检查结果 |
| 3.2.1 病理剖检变化 |
| 3.2.2 病理组织学检查结果 |
| 3.2.3 组织超微结构观察结果 |
| 3.3 蓄积毒性 |
| 3.4 溶剂对实验结果的影响 |
| 3.5 抗氧化功能的测定结果 |
| 3.5.1 血清和组织匀浆中GSH-Px活性的测定结果 |
| 3.5.2 血清和组织匀浆中SOD活性的测定结果 |
| 3.5.3 血清和组织匀浆CAT活性的测定结果 |
| 3.5.4 血清和组织匀浆MDA含量的测定结果 |
| 3.5.5 血清和组织匀浆总抗氧化能力的测定结果 |
| 3.6 组织中蛋白质羰基含量的测定结果 |
| 3.7 小鼠脑AChE和肝Ach的测定结果 |
| 3.7.1 小鼠脑AchE的测定结果 |
| 3.7.2 小鼠肝Ach的测定结果 |
| 3.8 小鼠肝微粒体混合功能氧化酶的测定结果 |
| 4 讨论 |
| 4.1 硝基苯对小鼠神经毒性作用机理的探讨 |
| 4.2 硝基苯致小鼠组织损伤的病理学变化 |
| 4.2.1 硝基苯对小鼠肝脏显微和超微结构的影响 |
| 4.2.2 硝基苯对小鼠脑显微和超微结构的影响 |
| 4.2.3 硝基苯对小鼠肾脏显微和超微结构的影响 |
| 4.2.4 硝基苯对小鼠脾脏显微和超微结构的影响 |
| 4.3 硝基苯对小鼠的蓄积作用 |
| 4.4 硝基苯对小鼠组织抗氧化系统功能的影响 |
| 4.5 硝基苯对组织中蛋白质羰基含量的影响 |
| 4.6 硝基苯对小鼠肝微粒体混合功能氧化酶的影响 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附图 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文 |
（8）吸烟对雄性小鼠生殖发育影响的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 1. 实验动物 |
| 2. 受试物 |
| 3. 仪器 |
| 4. 试剂 |
| 5. 实验步骤 |
| 6. 实验方法 |
| 6.1 一般情况观察 |
| 6.2 小鼠主要脏器的脏器系数 |
| 6.3 精子畸形试验 |
| 6.4 小鼠睾丸组织病理学检查 |
| 6.5 小鼠睾丸组织生化指标测定 |
| 6.6 小鼠睾丸组织免疫组化试验 |
| 6.7 生殖毒性指标 |
| 6.8 发育毒性指标 |
| 7. 统计学处理 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
（9）七种典型污染物对小鼠生殖细胞DNA损伤的SCGE研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 目录 |
| 第一章 引言 |
| 1.1 单细胞凝胶电泳技术 |
| 1.1.1 SCGE的测试原理 |
| 1.1.2 SCGE的特点 |
| 1.1.3 SCGE的应用 |
| 1.2 支持细胞／生殖细胞共培养 |
| 1.3 研究的主要内容 |
| 1.3.1 受试物的选择 |
| 1.3.2 小鼠生殖细胞DNA损伤作用 |
| 1.4 研究的意义 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 主要试剂 |
| 2.1.2 主要仪器 |
| 2.2 实验试剂的配制 |
| 2.3 受试物的配制 |
| 2.3.1 受试物 |
| 2.3.2 受试物的配制 |
| 2.4 实验动物的选择 |
| 2.5 实验步骤 |
| 2.5.1 小鼠生殖细胞的制备 |
| 2.5.2 细胞染毒 |
| 2.5.3 单细胞凝胶电泳 |
| 2.6 数据分析方法 |
| 第三章 实验结果分析与讨论 |
| 3.1 生殖细胞的分离及细胞存活率 |
| 3.2 重金属对生殖细胞DNA损伤作用的结果分析 |
| 3.2.1 铅对小鼠生殖细胞DNA损伤作用的检测结果 |
| 3.2.2 镉对小鼠生殖细胞DNA损伤作用的检测结果 |
| 3.3 硝基芳烃对生殖细胞DNA损伤的检测结果与分析 |
| 3.3.1 实验溶剂的选择 |
| 3.3.2 间二硝基苯对小鼠生殖细胞DNA损伤的结果 |
| 3.3.3 硝基甲苯对小鼠生殖细胞DNA损伤的结果 |
| 3.3.4 2,4-二硝基苯胺对小鼠生殖细胞DNA损伤的结果 |
| 3.4 各受试物毒性比较 |
| 3.5 SCGE中正常细胞和损伤细胞图示 |
| 3.6 实验结果讨论 |
| 3.6.1 细胞毒性测量的意义 |
| 3.6.2 实验溶剂及对照组对实验的影响 |
| 3.6.3 受试物对小鼠生殖细胞DNA损伤机理探讨 |
| 第四章 结论 |
| 4.1 实验溶剂及对照组对实验的影响 |
| 4.2 受试物对小鼠生殖细胞DNA损伤作用 |
| 4.2.1 受试物致DNA损伤的剂量效应关系 |
| 4.2.2 存活率与受试物浓度间的关系 |
| 4.2.3 受试物对小鼠生殖细胞DNA损伤级别分析 |
| 4.2.4 受试物对DNA损伤作用比较 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、二硝基甲苯染毒大鼠肾脏、睾丸病理学观察（论文参考文献）
- [1]普鲁士蓝纳米粒子小鼠体内生物安全性研究[D]. 曲海晶. 东北林业大学, 2021(09)
- [2]RNA去甲基化酶FTO调控EAAT3在锰致SH-SY5Y细胞兴奋性毒性的作用[D]. 李明辉. 中国医科大学, 2021
- [3]典型恶臭污染物一甲胺暴露对人体呼吸系统的毒性作用研究[D]. 廖依. 广东工业大学, 2019(06)
- [4]低强度超声波强化MBR降解2，4-DNT废水的研究[D]. 周围. 大连理工大学, 2012(11)
- [5]转nisI基因植物乳杆菌Lactobacillus plantarum 590对SD大鼠肠道健康的影响研究[D]. 刘海燕. 江南大学, 2011(01)
- [6]农药类环境激素低剂量暴露对鲫鱼内分泌干扰效应及生物标志物研究[D]. 伊雄海. 上海交通大学, 2008(07)
- [7]硝基苯对昆明小鼠亚急性毒性的研究[D]. 邢厚娟. 东北农业大学, 2007(02)
- [8]吸烟对雄性小鼠生殖发育影响的研究[D]. 张静. 新疆医科大学, 2006(11)
- [9]七种典型污染物对小鼠生殖细胞DNA损伤的SCGE研究[D]. 杨丽. 东北师范大学, 2003(02)
- [10]二硝基甲苯染毒大鼠肾脏、睾丸病理学观察[J]. 刘黎阳,武海明,王彤,陈亚妮,岳红,刘晓峰,贾治峰. 职业与健康, 2002(01)