一、胰腺毒理学的研究进展（论文文献综述）
柯杨,马瑜,朱海云,张育辉[1]（2021）在《RNA-seq技术在水生生物生态毒理学中的应用进展》文中研究指明水域是地球环境的重要组成部分,也是最易受污染的生态系统之一。水生态系统中不同营养级别的水生生物可通过摄食、接触等多种途径摄入水体中的污染物。因此,监测水域污染物对水生生物和生态系统的影响,解析污染物对不同水生生物的毒性机制,筛选敏感、有效的生物标志物对生态毒理学研究和环境风险评价具有重要意义。RNA测序（RNA sequencing,RNA-seq）技术因所需样品量少,且不需参考序列,可在整体水平上鉴定基因差异表达,成为水生生物生态毒理学研究的最佳方法之一。基于此,介绍了RNA-seq技术的基本流程与数据分析过程,对该技术在不同生态位的水生生物（如鱼类、两栖类、贝类、甲壳类等）生态毒理学中的应用展开综述,并对RNA-seq技术面临的不足、挑战及发展趋势进行探讨,以期为该技术在水生生物生态毒理学研究中的应用,尤其是水生态环境中污染物胁迫水生生物机制的阐明及污染水域生态环境恢复提供参考。
邹义龙[2]（2021）在《PFOS替代品OBS在斑马鱼体内的毒代动力学及毒性作用机制研究》文中进行了进一步梳理全氟壬烯氧基苯磺酸钠（OBS）作为全氟辛基磺酸（PFOS）的新型替代品,目前在各种环境介质,野生生物体甚至人体中检出,由此可能对生态环境和人类健康产生潜在的风险。然而,目前关于OBS的毒性效应及其对人类的潜在健康风险的研究还比较匮乏。本研究以斑马鱼为模式动物,首先开展了OBS在斑马鱼幼鱼和成鱼体内的富集、代谢与组织特异性分布研究,在此基础上深入系统地研究了OBS对斑马鱼胚胎的发育毒性、氧化应激以及肠道菌群结构的影响及其分子机制,实验结果可为OBS的风险防控与管理提供科学依据。主要结论如下:（1）将受精后72h斑马鱼幼鱼暴露于10、100μg/L OBS和10μg/L PFOS中48 h,然后转移至清水中代谢24 h,毒代动力学实验结果表明,OBS和PFOS在暴露溶液中的浓度保持相对比较稳定,OBS和PFOS在斑马鱼幼鱼体内的富集和代谢过程符合一级动力学模型（R2>0.8）,根据毒代动力学参数,在10μg/L和100μg/L OBS暴露组中,吸收速率常数ku分别为2.41 L kg-1 h-1和1.94 L kg-1h-1,10μg/L PFOS暴露组则为2.01 L kg-1 h-1;OBS的半衰期为69.7～85 h,PFOS的则为222.2 h;OBS的BCFk值为238～242.5,远低于PFOS（644.2）,表明,在斑马鱼幼鱼体内,OBS比PFOS具有更弱的生物富集能力。将斑马鱼成鱼通过全自动给药暴露系统暴露于溶剂对照组,10和100μg/L OBS 28d之后,转移至清水代谢28 d,实验结果表明,低剂量和高剂量OBS长期暴露死亡率分别为1.67%和6.67%,体长与正常对照组无显着性差异,并未对斑马鱼成鱼的生理状况造成严重的影响,满足暴露实验过程质量控制要求;斑马鱼成鱼体内的OBS净化速率大致符合一级动力学方程,10和100μg/L OBS处理组整条斑马鱼体内浓度均在21 d天左右达到最大值,随后保持在相对平衡状态;10μg/L和100μg/L OBS暴露组BCFk值分别为497.2和302.45、半衰期分别为10.78 d和14.16 d。（2）OBS在斑马鱼成鱼体内表现出明显的组织特异性分布,其富集能力顺序:血液>肝脏>肠道>鳃>精巢>脑>肌肉,OBS主要在蛋白质含量较高的血液和肝脏中积累,在蛋白质含量最低的肌肉中含量最低。肌肉组织中的OBS的绝对量是第二高的,占斑马鱼鱼体中OBS总量的30%以上,肝脏中OBS的浓度虽然较高,但其仅占整条鱼OBS总量不超过3%。蛋白质含量和组织类型对OBS在斑马鱼体内的组织分布和生物富集具有重要影响。（3）将受精后2h的正常斑马鱼胚胎暴露于溶剂对照组,15、20、25 mg/L OBS和阳性对照15 mg/L PFOS中168 h。发育毒性实验结果表明,OBS和PFOS暴露均会引起斑马鱼胚胎急性损伤,显着影响胚胎的生长发育过程,包括自主运动异常、孵化率抑制、死亡率升高、心率加快和形态学改变,包括卵黄囊水肿、心包水肿、尾部弯曲和脊柱弯曲等。此外,将将受精后2 h的正常斑马鱼胚胎暴露于溶剂对照组,15、20、25 mg/L OBS和15 mg/L PFOS阳性对照组120 h之后,使用实时荧光定量q RT-PCR方法检测了胚胎中与细胞凋亡相关的基因表达变化,结果发现OBS和PFOS暴露均可不同程度下调斑马鱼幼鱼内Bacl-2基因的表达,上调Bax、Caspase-3和Caspase-9的表达,使幼鱼体内细胞凋亡水平升高,抑制抗凋亡因子,从而导致细胞凋亡。（4）OBS暴露对斑马鱼幼鱼和成鱼肝脏抗氧化系统的影响表明,低剂量（10μg/L）和高剂量（100μg/L）OBS均能导致斑马鱼幼鱼和成鱼肝脏抗氧化系统发生变化,通过Western blot实验发现,Nrf2和SOD蛋白表达水平均显着增加,并且呈剂量依赖性,表明OBS诱导斑马鱼幼鱼和成鱼肝脏产生了氧化损伤。推测氧化应激是OBS对水生生物产生毒性作用的重要途径之一。（5）将斑马鱼成鱼成鱼暴露于0、10μg/L PFOS、10和100μg/L OBS 21 d,基于16S r RNA高通量测序技术,对斑马鱼肠道菌群微生物多样性进行了分析,结果发现,环境相关浓度OBS和PFOS长期暴露21 d之后,诱发了斑马鱼成鱼肠道微生物菌群失调,其中变形菌门（Proteobacteria）、梭杆菌门（Fusobacteriota）和放线菌门（Actinobacteriota）占主导地位,邻单胞菌属（Plesiomonas）、希瓦氏菌属（Shewanella）和气单胞菌属（Aeromonas）为绝对优势属,但各暴露组在不同分类学水平下微生物相对丰度有所不同。进一步通过LEf Se多级物种差异判别分析,在暴露组中共检测到38个显着差异分类分支作为活性生物标志物。
徐子涵[3]（2021）在《镉暴露后河南华溪蟹主要组织器官的解毒与机制研究》文中提出镉（Cadmium,Cd）是一种有毒的非必需重金属元素,不仅危害动植物的生长发育,还通过食物链的放大进而威胁人类的健康与生命。在工业制造中,由于镉应用的频繁而造成了严重的环境污染,特别是水体的污染,已成为世界范围内主要的环境问题之一。底栖甲壳动物是实用的指示生物,常被用于渔业环境污染监测和水质管理。鉴于此,本学位论文以河南华溪蟹（Sinopotamon henanense）为研究对象,采用先镉暴露(50、100和500μg·L-1 Cd Cl2,处理14天)后镉清除（转移至清水中清除7、14和21天）的处理方法,选取鳃和肝胰腺组织,采用组织病理学和组织化学技术方法,观察了两种组织细胞的结构和肝胰腺上皮细胞多糖复合物、中性脂质、DNA和总蛋白的变化;利用火焰原子吸收仪,测定了组织器官和染毒水体的镉含量;通过多功能酶标仪,检测了超氧化物歧化酶（Superoxide dismutase,SOD）、过氧化氢酶（Catalase,CAT）、谷胱甘肽还原酶（Glutathione reductase,GR）、硫氧还蛋白还原酶（Thioredoxin reductase,Trx R）、乙酰胆碱酯酶（Acetylcholinesterase,ACh E）的活性和丙二醛（Malondialdehyde,MDA）的含量,通过整合生物标志物（Integrated biomarker response,IBR）和主成分分析（Principal component analysis,PCA）方法,筛选了表征溪蟹健康水平的最适生物标志物,从不同角度阐明了自然状态下溪蟹对镉的解毒能力与作用机制。旨在为优化甲壳动物作为指示生物提出新的研究思路,为经济虾蟹的绿色健康养殖和淡水生态系统重金属污染的监测和预防提供科学依据。研究结果包括以下三个方面:一是,镉暴露14天的河南华溪蟹鳃和肝胰腺组织细胞结构受损严重,出现细胞坏死、增生和空泡化等病理特征。组织病理指数(Histopathological indices,Ihis)显示,100和500μg·L-1 Cd Cl2处理的肝胰腺受损程度大于鳃。另外,在不同镉浓度组中,肝胰腺上皮细胞都出现了多糖复合物和中性脂质含量降低,DNA合成量增加的情况。镉清除21天,两种组织的组织细胞形态结构都恢复正常。Ihis显示,鳃组织结构恢复更快。肝胰腺上皮细胞中多糖复合物和中性脂质重新积累,DNA合成受控。组化判定表明,肝胰腺的四种生物大分子中DNA的恢复最优。二是,镉在鳃和肝胰腺组织中的含量在受胁迫后都呈现浓度-剂量依赖性升高关系。生物富集系数（Bioconcentration factor,BCF）显示,鳃中富集的镉是肝胰腺的2.47±0.75倍。镉清除21天,两种组织中镉残留量在50和100μg·L-1 Cd Cl2组降至正常水平;清除系数（Elimination coefficient,EC）显示,鳃中超过58.80±8.53%的镉被排出,且排出的镉含量是肝胰腺的1.28±1.80倍。三是,镉暴露使鳃的GR和肝胰腺的SOD、CAT、GR、Trx R活性显着升高（p<0.05）,ACh E活性显着降低,MDA含量显着增加。镉清除后,鳃中所测生物标志物和肝胰腺ACh E、MDA均恢复正常,肝胰腺抗氧化系统持续激活。Spearman和Pearson系数显示,在镉暴露和清除过程中,肝胰腺SOD和CAT与镉含量相关性强（p<0.05）,两种组织器官中抗氧化酶与ACh E呈负相关。IBR和PCA筛选得到了灵敏响应镉胁迫的生物标志物,即Ihis、GR和MDA。综上所述,河南华溪蟹通过抗氧化防御机制对抗镉胁迫并在无镉清水环境中进行了自我修复。肝胰腺组织承担了主要的解毒功能,鳃组织表现出良好的结构恢复和清除镉的能力。Ihis、GR和MDA作为指示解毒能力的最适生物标志物,推动了溪蟹服务于水环境监测的应用和发展。
周蕾[4]（2021）在《尼泊金甲酯对胰岛β细胞的干扰作用及其分子机制研究》文中提出尼泊金甲酯（Methylparaben,MeP）是国际上广泛使用的广谱高效防腐剂,现被全球主要国家应用于食品、化妆品和医药品中。MeP的大量使用造成其在环境中和人以及动物体内的高浓度存在。流行病学调查报道MeP的暴露与人和伴侣动物患糖尿病的风险有关,但对于MeP是否能够干扰胰岛β细胞功能的研究鲜有报道。因此,本研究分别开展了短期暴露MeP对CD-1小鼠β细胞的影响和MeP对CD-1小鼠胰腺和βTC-6细胞转录表达谱的影响以及MeP通过ERRγ介导PI3K-Akt-NF-κb2信号通路调控CCL5,CXC L12和CCL19分泌的影响,探讨MeP对小鼠胰岛β细胞功能的干扰作用及其分子毒理学机制,从而为MeP类物质的管理和标准制定提供数据和理论支持,为人类和伴侣动物高发的糖尿病的原因提供环境毒理学领域的新数据和新知识。具体研究内容如下:（1）MeP对小鼠胰岛β细胞功能的影响建立了尼泊金酯（Parabens）在小鼠日粮中定量检测的液相串联质谱（Chromatography tandem mass spectrometry,LC-MS/MS）方法。采用建立的LC-MS/MS方法证明,本试验过程中所使用的小鼠日粮中无Parabens。研究了3mg/kg,10mg/kg和30mg/kg的MeP暴露CD-1小鼠7d后对小鼠β细胞功能的影响。结果显示,10mg/kg的MeP能够造成小鼠血糖耐受性下降,血浆胰岛素含量降低和葡萄糖刺激下胰岛分泌能力降低。利用病理组织学方法观察MeP对小鼠胰岛内胰岛素原分布的影响发现,30mg/kg剂量的MeP暴露小鼠7d后小鼠胰岛内胰岛素原染色阳性面积增大。（2）MeP对CD-1小鼠胰腺组织和βTC-6细胞转录表达谱的影响通过RNA-Seq技术发现10mg/kg的MeP暴露小鼠7d后能够显着改变小鼠胰腺组织内1396个基因的m RNA表达量,对差异表达基因（Differentially expressed genes,DEGs）进行基因组百科全书（Kyoto Encyclopedia of Genes and Genomes,KEGG）信号通路分析发现,DEGs集中富集于“代谢通路（Metabolic pathways）”、“癌症通路（Pathways in cancer）”和“PI3K-Akt信号通路（PI3K-Akt signaling pathway）”通路。0.1μM、1μM和10μM的MeP暴露βTC-6细胞后可以分别造成细胞内3818个、3167个和2058个基因的m RNA表达量发生显着性改变,采用基因表达趋势分析（Series Test of Cluster,STC）发现倒U型的量效曲线趋势P值最小（P<0.01）、富集到的基因数目最多（1796个）。将与MeP量效关系密切相关的基因进行KEGG富集性分析发现在“癌症通路”,“PI3K-Akt信号通路”和“细胞因子受体互作通路”中主要富集,蛋白互作网络分析发现雌激素受体1（Estrogen receptor 1,Esr1）,转录因子核受体亚家族4组A成员3（Nuclear Receptor Subfamily 4 Group A Me mber3,Nr4a3）和雌激素受体相关受体γ（Estrogen related receptor gamma,Esrrg）三个枢纽基因（Hub genes）。对小鼠胰腺组织和βTC-6细胞的转录表达谱进行联合交集分析后,共找到的150个共同调控的关键基因,进行KEGG功能性富集分析发现主要集中“癌症通路”、“PI3K-Akt信号通路”和“细胞粘附分子（Cell adhesion molecules）”信号通路。对这150个关键基因进行GO功能性富集（Gene Ontology,GO）分析发现,基因集中富集于“免疫系统过程（Immune system process）”,“细胞膜（Membrane）”和“蛋白结合（Protein binding）”。对小鼠胰腺组织和βTC-6细胞的转录组数据中的DEGs进行验证比较发现,荧光定量PCR（Quantitative real time polymerase chain reaction,q PCR）结果和RNA-Seq测序结果表达趋势一致,表明RNA-Seq测序结果可靠。以上结果表明,MeP对胰岛β细胞功能的干扰作用可能与胰岛β细胞内相关基因表达量的改变有关,并且PI3K-Akt信号通路在小鼠胰腺组织、胰岛β细胞及胰腺组织和胰岛β细胞的联合分析中均被富集。枢纽基因Esrrg也与MeP和胰岛β细胞功能密切相关。（3）MeP对ERRγ介导的PI3K-Akt-Nf-κB2信号通路的影响分子对接结果显示,MeP能够与ERRγ蛋白LBD区的活性口袋内的GLU275和ARG316形成氢键,结合自由能=-6.2kcal/mol。采用脂质体转染法构建了高表达ERRγ受体的βTC-6细胞,即βTC-6-ERRγ细胞。采用Western blot技术检测了MeP暴露后对βTC-6和βTC-6-ERRγ细胞中ERRγ,PI3K的p85和p110亚基,Akt的Thr308和Ser473亚基,NF-κB2的p100和p52亚基以及CCL5、CCL19和CXCL12的蛋白表达水平变化。结果显示,无外源性配体存在下ERRγ表达量的升高会显着性（P<0.05）提高PI3K的p85亚基和p110亚基的蛋白表达量以及Akt的Thr308和Ser473位点的磷酸化水平。10μM的MeP能够显着性（P<0.05）提高βTC-6-ERRγ细胞中PI3K p85亚基,p110亚基和Nf-κB2 p52亚基,NF-κB2 p100亚基的蛋白表达量以及Akt Thr308位点的磷酸化水平,此外,10μM的MeP能够显着性（P<0.05）提高βTC-6-ERRγ细胞中CCL5和CCL19的蛋白含量。综上所述,本次研究发现10mg/kg的MeP暴露小鼠7d后,能够造成小鼠血浆胰岛素含量下降和葡萄糖耐受性下降以及葡萄糖刺激下胰岛素分泌能力降低从而引起胰岛β细胞功能受损。MeP暴露后小鼠胰腺组织和胰岛β细胞内基因的转录表达谱变化结果提示:MeP对小鼠胰岛β细胞的干扰作用与胰岛β细胞内ERRγ的参与和PI3K/AKT-NF-κB2信号通路的异常活化以及趋化因子的分泌有关。通过体外试验证明,MeP对小鼠胰岛β细胞的干扰作用与其激活ERRγ介导的PI3K/AKT-NF-κB2信号转导通路上调趋化因子CCL5和CCL19的分泌有关。
张龙飞[5]（2021）在《六溴联苯在上海地区环境中的污染状况及其对斑马鱼的毒性效应研究》文中研究指明六溴联苯（Hexabromobiphenyls,简称HexaBBs）是2009年《斯德哥尔摩公约》中新增的持久性有机污染物之一,HexaBBs能通过湿沉降、径流和淋滤等多种方式暴露于土壤和水生环境中。土壤和水体底泥是其主要的蓄积库,土壤生物和水生生物可能会通过摄食有机碎屑、河底沉积物或直接摄入HexaBBs等方式成为HexaBBs携带者。由于HexaBBs具有亲脂性和持久残留性等特性,能经食物链产生生物放大效应,被水生生物摄入的HexaBBs可能会对机体的内分泌系统产生干扰作用,最终威胁到水产品的质量安全,甚至人类健康。HexaBBs是环境样品、生物样品以及人体组织中检出最为频繁的多溴联苯（Polybrominated biphenyls,简称PBBs）组分;2014年,我国虽在《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约修正案》中增加了HexaBBs,但关注时间相对较晚,尚未颁布关于测定环境和生物基质中PBBs的标准方法,鲜有关于环境介质中HexaBBs的污染状况、运移规律以及毒理效应的研究。本文建立水产品中痕量水平HexaBBs的气相色谱方法,并对HexaBBs在不同水产品中的蓄积差异性进行特征分析。根据上海市各辖区工业区的分布,对生产阻燃剂厂、电子厂以及塑料厂等附近区域调研,并采集土壤、水样和生物样品80件;初步分析了HexaBBs在上海市部分工业区附近的残留水平、分部特征和潜在来源;选取PBB153为暴露物,以斑马鱼为模式生物,初步评价了PBB153对斑马鱼机体中性激素（17β-雌二醇（17β-Estradiol,简称E2）、睾酮（Testosterone,简称T））以及卵黄蛋白原（Vitellogenin,简称Vtg）水平的影响。主要研究结果如下:（1）建立了水产品中5种HexaBBs的气相色谱分析方法。对前处理方法的提取试剂、超声时间和固相萃取小柱以及毛细管色谱柱的类型进行了优化。确定10mL乙酸乙酯为提取试剂、超声时间为10 min,采用硅胶SPE柱除杂模式净化,收聚流出液和洗涤液后并氮吹至干;最后采用1 mL正己烷复溶,经配有DB-17MS色谱柱的气相色谱分析效果最佳。5种HexaBBs单体在0.20-10.00 ng·mL-1质量浓度范围内线性关系良好,线性相关系数（R2）均大于0.998,方法检出限为0.50μg·kg-1,定量限为1.00μg·kg-1。在1.00μg·kg-1、5.00μg·kg-1水平下加标回收率在77.15%-118.14%范围内,相对标准偏差（RSDs）在0.56%-13.32%之间,并用于鲫鱼（Carassius auratus）、大黄鱼（Larimichthys crocea）、中华绒螯蟹（Eriocheir sinensis）等实际样品中5种HexaBBs的测定。结论表明:本方法可用于定量分析水产品中残留的痕量HexaBBs,并且发现HexaBBs在不同营养级的水产品间可能存在蓄积性差异。（2）研究了上海市部分工业区附近环境介质中HexaBBs的污染状况、潜在来源以及迁移特征。本文采用气相色谱-质谱联用仪（GC-MS/SIM）对80个环境介质（水样、土壤和生物样品）中的HexaBBs进行定量分析;结果表明在采集的水样（n=13）、土壤（n=18）和生物样品（n=49）中HexaBBs的检出率分别为0%、66.67%和83.67%;PBB155、PBB153和PBB154在土壤样品中的检出率分别为44.44%、27.78%和5.55%;PBB155、PBB153、PBB154、PBB156和PBB159在生物样品中的检出率分别为61.22%、44.90%、20.41%、8.16%和2.04%。水样中未检出HexaBBs,PBB155、PBB153和PBB154在土壤样品的检出含量值分别为0.108—0.173μg·kg-1、0.111—0.159μg·kg-1和0.138μg·kg-1;PBB155、PBB154、PBB153、PBB156和PBB159在生物样品中的检出含量值分别为0.103—0.237μg·kg-1、0.101—0.238μg·kg-1、0.103—0.257μg·kg-1、0.102—0.169μg·kg-1和0.178μg·kg-1。本研究首次在上海市部分工业区附近区域的环境介质中检出HexaBBs,虽然结论表明残留水平较低,但由于HexaBBs具有持久残留性和亲脂性,易于在脂肪含量较高的生物体内蓄积,采集点附近的人群可能存在被其暴露的潜在危害。本研究为监测环境介质中HexaBBs的残留水平以及评估HexaBBs对生物体产生的潜在危害提供基础数据。（3）初步探讨了PBB153对斑马鱼体中性激素（E2、T）以及Vtg等指示物水平的影响。结果表明,与空白对照组相比,PBB153能够对斑马鱼机体中E2、T和Vtg的分泌产生不同程度的抑制效应。随着PBB153暴露水平的增大,抑制效果显着增强（P<0.05）,且存在一定的剂量-效应关系。这可能源于PBB153干扰了E2、T合成过程中限速酶（比如:CYP19、CYP11A1）的活性,而E2是合成Vtg的主要类固醇激素,继而引起Vtg水平的下降;或是PBB153与芳香烃受体（AhR）相互作用后,诱导产生了细胞色素P4501A1或P4501B1,加速了E2的氧化代谢,最终表现出抗雌激素效应。本研究以斑马鱼为模式生物,初步评价了PBB153对斑马鱼机体中E2、T以及Vtg水平影响,为研究PBBs等环境污染物对水生生物内分泌系统（下丘脑-垂体轴）产生的毒理作用提供参考。建立水产品中HexaBBs的测定方法,并运用该方法对上海市采集的样品进行了测定分析,获得了上海市部分工业区附近环境介质中HexaBBs污染的最新水平;该研究能够为环境介质中HexaBBs测定标准的颁布以及潜在风险评估,提供相应的数据和技术支持。本研究以PBB153为例、斑马鱼为模式生物初步分析了其对斑马鱼机体中E2、T和Vtg水平的影响,这对揭示PBBs等环境污染物干扰水生生物内分泌系统的调节机制具有重要意义。
李玲[6]（2021）在《镉在凡纳滨对虾体内的富集、清除及其毒性作用研究》文中提出
王文平[7]（2021）在《重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ的毒性评价及重楼皂苷Ⅰ的肝毒性机制探究》文中认为研究目的:药源性肝损伤是一项严重的公共卫生问题,据调查统计,我国药源性肝损伤的发病率逐年升高;重楼是一种临床常用中药,因其抗肿瘤活性日益受到重视。重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ是重楼中3种重要的皂苷类成分,越来越多的研究和报道显示其对多种肿瘤细胞均具有杀伤作用。但重楼在抗肿瘤作用的同时毒副作用研究较少,尤其是其单体类成分。本研究围绕重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ的潜在毒性及其作用机制进行深入的探索。以期为中药重楼的临床合理应用以及基于重楼皂苷单体的药物研发提供借鉴和参考。研究方法:（1）从细胞、模式生物-斑马鱼、动物3个层面进行了重楼皂苷单体的毒性评价。首先选择了 9种细胞考察了重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ的细胞毒性情况,包括3种肝细胞（HepaRG、HL-7702和WRL-68细胞）,3种肾细胞（HK-2、HKC和293T细胞）和3种心脏细胞（H9c2、HUVEC和HCMEC细胞）;利用模式生物-斑马鱼模型考察不同浓度重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ对斑马鱼生存率的影响,确定了 LC50、LC10与最大非致死浓度（MNLC）;体视荧光显微镜观察重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ给药前后肝脏、肾脏和心脏的形态,统计斑马鱼的肾脏水肿率、心率和心包水肿率。利用Image-Pro Plus 5.1.0软件统计给予重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ前后斑马鱼肝脏面积和荧光强度、肾脏面积和荧光强度、心脏SV-BA距离,评价重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ的潜在肝、肾、心毒性;通过HE染色和TUNEL染色观察斑马鱼给药前后肝组织病理情况及肝细胞凋亡情况;通过小鼠的急性毒性实验,得出LC50值。然后进行小鼠血清生化检测和组织病理切片分析。各个层面数据相互支持,补充验证,使研究基础更加全面可靠,结论更加合理。（2）选用HepaRG细胞研究重楼皂苷Ⅰ的肝细胞毒性机制。利用酶标仪、流式细胞仪、倒置荧光显微镜等对HepaRG细胞乳酸脱氢酶（LDH）释放、DAPI染色、活性氧（ROS）、线粒体膜电位（MMP）、细胞凋亡及细胞周期等进行测定,利用Western blot对凋亡相关蛋白进行检测;选用HUVEC细胞研究重楼皂苷Ⅰ的心血管毒性机制。从抑制新血管生成和促进心血管细胞凋亡两个方面评价了重楼皂苷Ⅰ的血管毒性机制。进行了LDH释放、细胞迁移、细胞凋亡、DAPI染色、细胞周期以及体外血管生成等研究,测定了近30个相关蛋白的表达。（3）利用TMT标记定量蛋白质组学技术检测给药组和对照组小鼠肝脏组织中的差异蛋白,对差异蛋白进行GO及Pathway通路富集分析;利用STRING11.0构建蛋白质-蛋白质相互作用（PPI）网络;采用IPA软件进一步筛选出与表型相关的潜在生物标志物;利用Q300靶向代谢组学技术研究给药组和对照组小鼠血清样本中内源性代谢物的变化情况。采用PCA、OPLS-DA等分析小鼠内源性代谢物的轮廓变化。比较给药前后小鼠血清样本代谢谱的差异,寻找与重楼皂苷Ⅰ致肝毒性相关的代谢差异物及代谢调控网络。使用Cytoscape对蛋白组学和代谢组学做关联分析。采用PCR和Western blot技术对肝毒性机制中的关键蛋白进行进一步的验证。研究结果:（1）重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ毒性实验结果:重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ均具有明显的细胞毒性,能显着的促进H9c2细胞外其余8种细胞的凋亡,且呈现浓度和时间依赖性。对于H9c2细胞,3种皂苷均呈现出低剂量促进增殖,高剂量抑制增殖的作用;斑马鱼实验结果:重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ对斑马鱼的LC50分别为121、213、570 ng/mL,LC10分别为109、178、456ng/mL,MNLC分别为99、146、357ng/mL;毒性器官评价方面,重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ对斑马鱼具有显着的肝脏毒性,能明显降低斑马鱼肝脏面积和荧光强度;重楼皂苷Ⅰ能显着影响斑马鱼的心率,提示其具有心血管毒性;重楼皂苷Ⅰ和Ⅶ能降低斑马鱼肾脏面积和荧光强度,具有一定的肾毒性,但3种皂苷均未造成肾水肿;斑马鱼病理切片显示重楼皂苷Ⅰ给药组的肝组织出现空泡和严重的肝细胞坏死;TUNEL染色结果显示重楼皂苷Ⅰ给药组出现了肝细胞凋亡;动物实验结果:小鼠体内实验发现,重楼皂苷Ⅰ具有体内毒性,其LC50为24.5 mg/kg;给药组血清中ALT、AST显着升高,SOD降低;给药组病理切片显示出显着的肝细胞损伤和脂肪样变性以及一定的心脏毒性。（2）重楼皂苷Ⅰ肝细胞毒性机制:重楼皂苷Ⅰ显着升高了 HepaRG细胞中ROS水平,引起MMP下降,Cyt c从线粒体向胞浆中释放,早期及晚期凋亡细胞增多,LDH的释放量升高。改变了周期蛋白P21、cyclinA、cyclinE和CDK2的表达,诱导细胞周期阻滞。并且明显激活了凋亡通路蛋白Fas、P53、caspase-3、caspase-8、caspase-9的表达,且呈现剂量依赖关系;重楼皂苷Ⅰ血管毒性机制:重楼皂苷Ⅰ显着促进了心血管细胞LDH的释放,抑制细胞迁移和血管生成,改变周期分布,诱导细胞凋亡。给药后的细胞中VEGFR2、p-VEGFR2、Src、p-Src、PI3K、Src、P38、PLCy 等近 30 种蛋白的表达均发生了改变。（3）蛋白组学结果:共筛选出302个差异蛋白,其中上调蛋白182个,下调蛋白120个。差异蛋白具有氧化还原酶活性、催化活性等分子功能,参与了脂肪酸代谢、有机酸的代谢、药物代谢、氧化还原过程等生物过程。主要分布在细胞质和细胞内膜结合细胞器包括线粒体、内质网等;Pathway结果显示,差异蛋白在细胞色素P450酶对药物的代谢、细胞色素P450对外源物质的代谢、过氧化物酶体增殖物激活受体-γ（PPARγ）等途径上富集程度较高;PPI网络分析发现差异蛋白主要聚集在三个功能区域,包括细胞色素P450酶、脂质代谢过程、氧化还原过程;IPA商业数据库筛选出9个与肝毒性相关的差异蛋白作为潜在生物标志物;代谢组学结果:给药组代谢物轮廓明显偏离对照组;通过多维和单维的差异代谢物的交集,筛选并初步鉴定出97种差异代谢物,25条代谢通路。结果归纳显示重楼皂苷Ⅰ造成了体内5个方面的代谢异常,包括氨基酸代谢、脂肪酸代谢、谷胱甘肽代谢、能量代谢、蛋白质合成;其中D-谷氨酰胺与D-谷氨酸代谢,丙氨酸、天冬氨酸和谷氨酸代谢,花生四烯酸代谢,氨酰tRNA生物合成等代谢通路影响值相对较高;代表性差异代谢物为花生四烯酸、焦谷氨酸、乙醇酸、酰基肉碱等。对全文中研究的重楼皂苷Ⅰ的肝毒性情况进行了综合分析,总结并推测了重楼皂苷Ⅰ造成肝毒性的机制。采用qPCR及Western blot验证了关键蛋白Bax、CYP1A2、P53、Fas的表达,对推测的肝损伤机制进行了初步验证。研究结论:（1）细胞实验研究发现重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ均具有肝脏、肾脏、心血管细胞毒性;斑马鱼实验研究确定了 3种皂苷中毒性最强的为重楼皂苷Ⅰ,毒性最明确的毒性靶部位是肝脏和心血管;斑马鱼肝脏病理切片、TUNEL染色,小鼠生化指标、病理切片检测进一步验证了重楼皂苷Ⅰ的肝脏和心脏毒性;（2）重楼皂苷Ⅰ肝细胞毒性机制为ROS应激通路和死亡受体通路介导的细胞凋亡;心血管毒性主要作用通路为VEGFR2激活的下游PI3K/AKT/mTOR、Src/eNOS、PLCy/ERK/MEK、P38信号通路,JAK2/STAT3信号传导通路和Bcl-2家族介导的凋亡通路,从诱导心血管细胞凋亡和抑制新生血管两方面产生心血管毒性。（3）蛋白质组学和代谢组学实验结果结合全文数据推测重楼皂苷Ⅰ诱导的肝毒性机制可能为CYP450酶和脂质代谢介导的线粒体功能障碍为主体的肝细胞损伤。药物影响了:①多种CYP450酶。主要包括Ⅰ相代谢酶CYP1A1、CYP1A2和Ⅱ相代谢酶GSTA3和UGT1A1表达紊乱,呈现下调趋势。药物在体内的水解、代谢过程被减慢,随着作用时间的延长,药物毒性反应增加。未被代谢的药物作用可能作用于线粒体,造成线粒体功能障碍;也很有可能是Ⅱ相药物代谢酶下调,产生的毒性代谢中间产物作用于线粒体,进一步产生了肝脏毒性;②脂质代谢。线粒体损伤后β-氧化的功能受到影响,体内的游离脂肪酸不能被氧化而转化成甘油三脂,导致了体内脂质的蓄积。同时ATP合成减少,供能障碍。脂质蓄积还能产生脂毒性进一步影响线粒体功能,产生过量ROS;③线粒体氧化应激。过量的ROS生成诱导线粒体氧化应激,释放Cyt c,升高Bax,降低Bcl-2,进而激活caspase家族导致肝细胞凋亡。Western blot验证结果显示药物代谢酶CYP1A2显着下调以及凋亡关键蛋白Bax表达上调。qPCR结果显示凋亡相关基因P53、Bax以及Fas的表达均显着上调,验证实验佐证了机制推论的合理性。
纪云霞[8]（2021）在《微/纳塑料粒子及与苯并芘复合物的细胞行为研究》文中提出微/纳塑料（MPs/NPs）是近年来备受关注的一类新型污染物,且已经出现在许多实际环境中。它们粒径很小而具有很大的比表面积,可能会引起严重的环境生物风险。目前,MPs/NPs的毒性评估已从物理化学性质的基础研究拓展到环境相关性方面研究。在本论文中,我们制备了几种的MPs/NPs模型粒子,从复合污染物、蛋白晕和环境真实性等角度考察它们的毒性学效应,主要研究内容如下。1.苯并[a]芘纳米粒子尺寸及在微塑料上吸附的细胞毒性苯并[a]芘（Bap）是一种大气雾霾中的有机污染物,通常富集在小水滴和颗粒物上。Bap在水中的存在形式将关联其对呼吸系统的生物效应。研究结果表明,Bap在水中可自聚集纳米簇（NCs）,其粒径受多种因素的影响,不同尺寸的Bap NCs呈现不同的细胞毒性。Bap NCs的尺寸是决定Bap细胞毒性的重要参数,如小粒径Bap NCs（S-Bap）以比大粒径Bap NCs（L-Bap）更快的内化速度进入肺上皮细胞（A549细胞系）。以190 nm聚苯乙烯（PS）颗粒作为微塑料（MPs）模型时,Bap可稳定地吸附在PS上形成PS@Bap复合物,MPs作为载体携带Bap进入细胞,在PS@Bap上Bap诱发的细胞毒性受Bap NCs粒径的影响减小。在内吞作用的早期阶段,PS@Bap复合物中的Bap随着溶酶体运输和成熟从PS上脱离。脱落的Bap绕过溶酶体途径,以Bap NCs形式释放到细胞质或重新定位到内质网中。而无Bap的PS倾向于进入线粒体或经溶酶体途径排出细胞。自由态和复合态的Bap都能够引起线粒体膜损伤,并通过线粒体途径诱发凋亡。2.粘蛋白晕对微塑料的细胞内行为的影响MPs对人体健康的影响研究目前主要集中于饮食暴露,仅有少量报告关注呼吸暴露途径。MPs进入呼吸系统后,与富含粘蛋白的黏液相互作用,形成蛋白晕。蛋白晕的覆盖可能改变MPs的物化性质,赋予它们新的生物学特征,从而影响与肺部细胞相互作用。以190 nm聚苯乙烯纳米粒子为MPs模型,研究其与粘蛋白（Mucin）的相互作用及其生物学效应,观察到Mucin晕稳定粘附在MPs表面,明显改变了MPs在A549细胞中的行为。Mucin晕在内吞作用的早期阶段,与PS稳定吸附,并随着溶酶体转运和成熟过程中降解;Mucin增加PS的摄取,延迟细胞内PS的转运,从而增加细胞内含量。Mucin吸附到PS表面,类似PS无明显的细胞毒性。3.粘蛋白晕对PS@Bap污染物的细胞行为影响为阐明蛋白晕如何影响微塑料复合污染颗粒的细胞毒性,将Mucin和PS分别用FITC和Nile red染料进行荧光标记,结合Bap自发蓝色荧光,通过荧光成像以原位动态方式检测其细胞内行为。基于细胞活力检测、活性氧（ROS）生成、线粒体功能受损和细胞凋亡进一步解释Mucin对PS@Bap的影响机理。结果表明:1)Mucin在内吞早期阶段能够稳定地吸附在PS@Bap上,随着溶酶体转运而降解;2)与PS@Bap相比,Mucin能够延缓PS@Bap的胞内转运以及Bap与PS解离;3)Mucin增强A549细胞对PS和PS@Bap的摄取,但会降低PS@Bap的细胞毒性,包括减少PS@Bap对细胞活力抑制、诱导ROS增加、导致线粒体功能紊乱、介导细胞凋亡等。此外,体内研究还证实了PS对Bap诱导的小鼠急性肺炎反应具有加重作用。4.环境相关微/纳米塑料的制备及斑马鱼胚胎发育毒性评估目前研究主要以实验室制备的聚苯乙烯MPs/NPs为模型粒子,其它塑料种类的MPs/NPs（如聚氯乙烯（PVC）MPs/NPs）的毒性效应未得到明确研究,不利于对MPs/NPs的环境和生物学效应的全面理解。本研究提出了一种简单的制备MPs/NPs通用方法,以浸没式搅拌机的机械破碎为基础,以PVC电线管为原料,结合差速离心,可获得几纳米到若干微米范围内的PVC MPs/NPs。使用发育中的斑马鱼胚胎作为动物模型,观察PVC MPs/NPs的生物蓄积和体内毒性,并从孵化率、心率、死亡率、畸形和ROS生成等方面考察了PVC MPs/NPs的尺寸、浓度依赖性毒性,表明PVC MPs/NPs通过对下丘脑-垂体-甲状腺轴（HPT轴）的干扰而诱发畸形和生长抑制。5.环境相关的PVC MPs/NPs诱导的物理和化学损伤采用机械破碎法,直接破碎PVC电线管制备PVC MPs/NPs,能保留了PVC的化学特性,并模拟塑料在自然界中的机械分解过程。采用斑马鱼胚胎作为动物模型考察PVC MPs/NPs的生物蓄积和体内毒性,并从MPs/NPs的物理因素、化学因素、物理和化学因素的联合效应方面研究了环境相关PVC MPs/NPs的毒性机制,以及尺寸和浓度依赖性的PVC MPs/NPs摄取和积累。从孵化率、心率、死亡率、畸形和ROS生成方面证实MPs/NPs物理因素能够抑制斑马鱼胚胎孵化,增加致死率和降低心率,而其化学因素能够通过干扰HPT轴诱导生长抑制和畸形,而物理和化学因素联合效应能够诱导更严重的胚胎发育毒性,揭示了环境有关的MPs/NPs对水生生物毒性的来源,有助于MPs/NPs的毒性评估。
杨晶晶[9]（2021）在《NiSO4染毒大鼠甲状腺、胰腺、肝脏和肾脏组织镍蓄积量的检测与组织功能、病理损伤的实验研究》文中进行了进一步梳理目的:为了评价硫酸镍（Nickel Sulfate,NiSO4）染毒状态下,大鼠部分重要的解毒代谢和内分泌组织的损伤状态。本研究检测了大鼠甲状腺、胰腺、肝脏和肾脏组织中的镍蓄积量,功能指标改变和相应组织的病理学变化,以探讨NiSO4对大鼠损伤的特征,及上述各组织中凋亡蛋白Caspase-3免疫组化变化。方法:1.选择24只健康性成熟SPF级雄性Wistar大鼠,体重范围为180-220 g,按体重分层随机分组,分为正常对照组和NiSO4染毒组,正常对照组（N组）,即生理盐水组,其中染毒组又分为低剂量（L组）、中剂量（M组）和高剂量（H组）三组,剂量分别为2.5 mg/kg、5 mg/kg和10 mg/kg。经腹腔注射,连续染毒40天,自由摄食及饮水,整个实验期间每日记录大鼠的饮食量、饮水量和体重值,并观察大鼠的活动情况。染毒结束次日将大鼠麻醉,腹主动脉取血,颈椎脱臼法处死大鼠,后取甲状腺、胰腺、肝脏和肾脏等组织。2.取大鼠部分血清、甲状腺、胰腺、肝脏和肾脏,加入浓酸高温溶解定容后,采用ICP-AES法测定血清、甲状腺、胰腺、肝脏和肾脏中的Ni含量。3.取大鼠血清离心,ELASE法检测大鼠甲状腺功能（包含游离T3（FT3）和游离T4（FT4））;大鼠胰腺功能（包含胰岛素（INS）和C肽（C-P））;用生化分析仪检测大鼠肝脏功能（包含谷丙转氨酶（ALT）和谷草转氨酶（AST））;大鼠肾脏功能（包含尿素氮（BUN）和肌酐（CREA））。4.取甲状腺、胰腺、肝脏和肾脏组织用10%福尔马林固定24 h,取上述组织进行石蜡包埋,4μm厚度切片,HE染色,在高倍镜下观察上述组织的形态改变。5.组织学切片置于防脱载玻片上,Caspase-3凋亡蛋白进行免疫组化染色,观察上述组织中凋亡蛋白的表达情况。结果:1.NiSO4腹腔注射可使大鼠饮食、饮水和体重增加值减少:在染毒至第40天时,与N组相比,各染毒组大鼠的体重增加值、进食、水量均有不同程度的降低。2.大鼠血清和组织中镍浓度变化,（1）血液中镍浓度随着染毒剂量的升高出现升高趋势,但仅在H组中具有统计学意义（P<0.05）。（2）在胰腺组织中,镍浓度变化在M组和H组有明显升高（P<0.05）,在L组未出现明显镍蓄积。（3）在肝脏组织中,镍浓度变化在L组和M组中未出现明显改变,在H组中升高明显（P<0.05）。（4）大鼠肾脏中的镍浓度随着镍染毒剂量的升高出现升高趋势,在L组、M组、H组中染毒组中均出现镍蓄积（P<0.05）。但在甲状腺组织中未能检测到镍蓄积。3.大鼠组织功能变化,（1）大鼠甲状腺功能,与N组相比,实验组大鼠甲状腺功能指标FT4明显降低,FT4随着染毒剂量的升高而降低,在L组、M组和H组中均有统计学意义（P<0.05）,FT3虽然随着染毒剂量的升高出现降低趋势,但无统计学意义。（2）大鼠胰腺功能,与N组相比,实验组大鼠胰腺功能指标INS、C-P均出现明显降低,实验组INS水平在M组和H组出现降低（P<0.05）,在L组无统计学差异,实验组C-P水平在L组、M组和H组中均出现降低（P<0.05）。（3）大鼠肝脏功能,与N组相比,实验组大鼠肝脏功能指标ALT、AST水平未出现明显升高或者降低趋势,变化无统计学意义。（4）大鼠肾脏功能,与N组相比,实验组大鼠肾脏功能指标BUN、CREA均出现明显升高,BUN在M组和H组中都有升高趋势,有统计学差异（P<0.05）,CREA水平在染毒组中均有升高,但仅在M组和H组有统计学差异（P<0.05）。4.大鼠组织病理变化,（1）甲状腺病理改变,实验组甲状腺可见滤泡扩张,滤泡上皮增生,细胞排列不规则,部分呈高柱状,部分细胞核边集。部分间质中可见散在炎症细胞,血管增生。（2）胰腺病理改变,实验组胰腺可见部分腺体中小叶结构损伤,腺泡细胞排列松散,脱落、碎裂,细胞核固缩,间质增生,血管扩张,且间质中可见炎症细胞浸润,胰岛细胞减少。（3）肝脏病理改变,实验组可见肝脏组织破坏,炎症细胞浸润,同一肝脏组织中可见多种细胞形态,部分细胞界限不清,细胞水肿,部分肝脏细胞核固缩,部分细胞结构不完整,部分细胞胞核淡染,血管增生、充血,可见散在凋亡小体。（4）肾脏病理改变,实验组肾脏可见坏死灶,部分肾小球结构不完整,部分肾小球萎缩,体积缩小,中心静脉扩张充血,炎症细胞浸润,部分髓质中部分小管间不清,融合成片。5.组织中Caspase-3的表达,Caspase-3蛋白主要定位于细胞浆,少量定位于细胞核,以弥漫性棕黄色颗粒为阳性染色。依据阳性定量方法,Caspase-3的表达,（1）在甲状腺组织中,H组为中等阳性,M组为弱阳性,L组和N组未见明显异常。（2）在胰腺组织中,H组和M组为弱阳性表达,L组和N组未见明显异常。（3）在肝脏组织中,H组为中等阳性,M组为弱阳性,L组和N组未见明显异常。（4）在肾脏组织中,H组呈强阳性,M组为中等阳性,L组为弱阳性,N组未见明显异常。结论:1.NiSO4腹腔注射染毒大鼠,可导致NiSO4在血清、胰腺、肝脏和肾脏中蓄积,使上述组织中镍含量升高。2.NiSO4腹腔注射染毒大鼠,可影响甲状腺、胰腺、肝脏和肾脏功能,并且对其组织病理造成损伤。3.NiSO4腹腔注射染毒,大鼠甲状腺、胰腺、肝脏和肾脏组织中促凋亡蛋白Caspase-3上调,细胞凋亡可能是引起上述组织损伤的一个因素。
张羽[10]（2020）在《典型有毒污染物对克氏原螯虾的毒性效应与作用机制研究》文中认为随着我国城镇化进程加速以及工业化的快速推进,工业废水排放和突发性水污染对水生态环境和人类健康等方面影响日益严重。在众多种类的水环境有毒污染物中,重金属类、天然毒素类以及抗炎药物类污染物最为普遍;而在上述三类有毒污染物中,镉（Cd）、LR型微囊藻毒素（Microcystin-LR,MC-LR）和双氯芬酸（DCF）三种典型污染物的污染状况则尤为突出。由于水体内有毒污染物所引发的环境问题日益严峻,其所导致的生态毒理效应己成为全球关注的重大环境热点问题之一。然而,目前针对有毒污染物的毒性机制研究还存在诸多不足。基于以上现状,针对有毒污染物对水生动物的毒性作用机制研究已成为目前环境毒理学领域亟待深入研究的科研课题。本文系统地研究Cd、MC-LR及DCF三种染污物对克氏原螯虾（Procambarus clarkii）的抗氧化防御系统、肝胰腺基因转录特征、肠道菌群及主要靶器官的组织病理变化等方面的影响,为有毒污染物的水环境生态风险评估提供理论依据。通过研究克氏原螯虾的肝胰腺、鳃和肠道等主要靶器官对有毒污染物的氧化应激反应发现,在Cd暴露实验中,克氏原螯虾肝胰腺内的丙二醛（MDA）含量以及超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）和谷胱甘肽硫转移酶（GST）三种抗氧化酶活性均出现不同程度提高,并在暴露于不同浓度Cd达到72 h时均达到显着水平。另外,MC-LR和DCF暴露实验表明,锰超氧化物歧化酶基因（Mn SOD）、过氧化氢酶基因（CAT）、谷胱甘肽硫转移酶基因（GST）、谷胱甘肽过氧化物酶基因（GPx）、金属硫蛋白基因（MT）和热休克蛋白70基因（HSP70）在不同器官内的表达呈现出不同的变化趋势,即MC-LR和DCF在肝胰腺、鳃和肠道内均会引起不同程度的氧化应激与抗氧化防御。同时,不同的抗氧化应激相关基因的表达水平也发生不同程度的变化来对氧化应激作用做出反应。通过对肝胰腺组织病理分析发现,当克氏原螯虾暴露于有毒污染物时,其肝胰腺组织均出现了包括腔体膨胀和空泡结构等病理变化。与此同时,转录组测序分析发现,2、5和10 mg/L Cd暴露组分别产生1061、747和1086个差异表达基因（DEGs）。在5和10 mg/L Cd暴露组内,DEGs分别显着富集到5个和10个GO条目。另外,10 mg/L Cd引起抗原加工提呈等通路发生显着富集。在MC-LR暴露实验中,10和40μg/L MC-LR暴露组分别产生了372和781个DEGs。在10和40μg/L MC-LR暴露组中,DEGs分别显着富集到1个和33个GO条目。此外,40μg/L MC-LR还引起半乳糖代谢通路的显着富集。在DCF暴露实验中,1和10 mg/L DCF暴露组分别有642和586个基因发生异常表达。10 mg/L DCF暴露组中的DEGs显着富集到12个GO条目。上述三种有毒污染物还引起了克氏原螯虾肝胰腺内氧化还原及免疫相关基因的差异表达,进而对氧化还原平衡、解毒、代谢以及免疫等功能产生影响。通过对肠道组织进行组织病理分析发现,5和10 mg/L Cd均会引起肠道组织出上皮细胞排列异常、固有层扩大及微绒毛空泡等病理变化;与此同时,1和10mg/L DCF也会导致类似的病理变化;相比之下,MC-LR暴露后的肠道则出现了嗜酸性颗粒细胞（EGCs）,并在40μg/L MC-LR暴露条件下出现了肌层疏松及淋巴细胞向固有层浸润的现象。利用16S r RNA高通量测序技术对克氏原螯虾肠道菌群进行鉴定,并探究肠道群落多样性和群落结构对Cd、MC-LR和DCF的响应变化规律。结果发现,Cd、MC-LR和DCF均会对肠道菌群的多样性及组成产生影响,并改变克氏原螯虾肠道细菌在不同分类水平的丰度,进而破坏肠道菌群平衡,损害肠道微生物群落的功能和稳定性。
二、胰腺毒理学的研究进展（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、胰腺毒理学的研究进展（论文提纲范文）
（1）RNA-seq技术在水生生物生态毒理学中的应用进展（论文提纲范文）
| 1 转录组测序 |
| 2 RNA?seq技术在水生生物生态毒理学中的应用 |
| 2.1 RNA?seq技术在鱼类生态毒理学研究中的应用 |
| 2.2 RNA?seq技术在两栖类生态毒理学研究中的应用 |
| 2.3 RNA?seq技术在贝类生态毒理学研究中的应用 |
| 2.4 RNA?seq技术在甲壳类生态毒理学研究中的应用 |
| 3 展望 |
（2）PFOS替代品OBS在斑马鱼体内的毒代动力学及毒性作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略语 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 全氟化合物(PFASs)概述 |
| 1.1.2 全氟化合物(PFASs)的环境分布与归趋 |
| 1.1.3 全氟化合物(PFASs)的分析检测方法 |
| 1.1.4 全氟化合物(PFASs)的生物富集和组织分布 |
| 1.1.5 全氟化合物(PFASs)的毒理学研究进展 |
| 1.1.6 新型全氟化合物(PFASs)研究进展 |
| 1.2 全氟壬烯氧基苯磺酸钠(OBS)的环境污染现状及研究进展 |
| 1.2.1 OBS概述 |
| 1.2.2 OBS环境分布及污染现状 |
| 1.2.3 OBS生态毒理效应研究进展 |
| 1.3 斑马鱼在生态毒理学中的应用 |
| 1.4 抗氧化系统 |
| 1.5 斑马鱼肠道菌群研究概况 |
| 1.6 研究意义和主要研究内容 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 OBS在斑马鱼体内的富集、组织分布和代谢规律 |
| 2.1 实验器材与试剂 |
| 2.1.1 主要仪器设备 |
| 2.1.2 主要试剂耗材 |
| 2.1.3 斑马鱼自动暴露系统 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 斑马鱼的准备 |
| 2.2.2 富集和代谢实验 |
| 2.2.3 斑马鱼体内OBS的提取与净化 |
| 2.2.4 LC-MS/MS定性定量分析 |
| 2.2.5 总蛋白的测定 |
| 2.2.6 同源建模和分子对接 |
| 2.2.7 QA/QC |
| 2.2.8 数据分析 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 水样和鱼体中PFASs分析方法的建立 |
| 2.3.2 斑马鱼生理指标的影响 |
| 2.3.3 暴露溶液中PFASs的浓度 |
| 2.3.4 PFAS在斑马鱼体内的富集与清除 |
| 2.3.5 OBS在斑马鱼成鱼体内的组织分布特征 |
| 2.3.6 结合模式分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 OBS对斑马鱼的发育毒性及分子机制 |
| 3.1 实验器材与试剂 |
| 3.1.1 主要仪器设备 |
| 3.1.2 主要试剂耗材 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 斑马鱼的养殖和胚胎暴露实验 |
| 3.2.2 OBS对斑马鱼胚胎发育的影响 |
| 3.2.3 OBS对斑马鱼胚胎发育过程关键基因表达量的影响 |
| 3.2.4 总RNA提取及浓度测定 |
| 3.2.5 cDNA合成与实时荧光定量PCR |
| 3.2.6 数据统计分析 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 OBS对斑马鱼胚胎发育的影响 |
| 3.3.2 OBS对斑马鱼胚胎发育关键基因表达量的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 OBS对斑马鱼抗氧化系统的影响及分子机制 |
| 4.1 实验器材与试剂 |
| 4.1.1 主要仪器设备 |
| 4.1.2 主要试剂耗材 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 斑马鱼暴露实验 |
| 4.2.2 ROS和抗氧化酶活性的检测 |
| 4.2.3 组织病理切片制作与观察 |
| 4.2.4 Western blot |
| 4.2.5 数据统计分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 OBS对斑马鱼抗氧化系统的影响 |
| 4.3.2 对Nrf2、CAT和SOD蛋白表达的影响 |
| 4.3.3 OBS对斑马鱼组织病理的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 OBS对斑马鱼肠道菌群的影响 |
| 5.1 实验器材与试剂 |
| 5.1.1 主要仪器设备 |
| 5.1.2 主要试剂耗材 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 斑马鱼暴露实验 |
| 5.2.2 总DNA提取与检测 |
| 5.2.3 PCR扩增 |
| 5.2.4 PCR产物鉴定、纯化及定量 |
| 5.2.5 构建PE文库及Illumina测序 |
| 5.2.6 组织病理切片制作与观察 |
| 5.2.7 数据处理 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 OUT聚类与注释 |
| 5.3.2 肠道菌群组成结构分析 |
| 5.3.3 LEfSe多级物种差异判别分析 |
| 5.3.4 组织病理学分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足和展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
（3）镉暴露后河南华溪蟹主要组织器官的解毒与机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 综述 |
| 1 水体镉污染的来源与现状 |
| 2 镉的生物毒性及致毒机制 |
| 2.1 镉的生物毒性 |
| 2.2 镉对甲壳动物的致毒机制 |
| 3 甲壳动物解毒镉机制的研究进展 |
| 3.1 机体对镉的摄入、排出和再分布 |
| 3.2 机体对镉的分隔与固存 |
| 3.3 机体阻止镉引起的氧化损伤 |
| 4 动物病理学的发展和应用 |
| 5 本学位论文的研究意义和研究内容 |
| 5.1 研究意义 |
| 5.2 研究内容 |
| 第二章 镉暴露后河南华溪蟹鳃和肝胰腺组织细胞显微结构和生物大分子的变化 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 2 结果 |
| 2.1 镉暴露后河南华溪蟹鳃和肝胰腺组织细胞病理观察与统计 |
| 2.2 镉暴露后河南华溪蟹肝胰腺组织细胞生物大分子组织化学观察与判定 |
| 3 讨论 |
| 3.1 镉暴露后河南华溪蟹鳃和肝胰腺形态结构损伤与自我修复 |
| 3.2 镉暴露后河南华溪蟹肝胰腺组织细胞生物大分子损伤与自我修复 |
| 4 小结 |
| 第三章 镉在河南华溪蟹鳃和肝胰腺组织中的积累与清除 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果 |
| 2.1 河南华溪蟹鳃和肝胰腺中镉的含量 |
| 2.2 河南华溪蟹鳃和肝胰腺对镉的富集和排出 |
| 3 讨论 |
| 3.1 镉在河南华溪蟹鳃和肝胰腺的积累与选择性 |
| 3.2 河南华溪蟹鳃和肝胰腺对镉的清除与局限性 |
| 4 小结 |
| 第四章 镉暴露后河南华溪蟹鳃和肝胰腺组织细胞抗氧化和神经传导反应 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果 |
| 2.1 镉暴露后河南华溪蟹鳃和肝胰腺氧化应激和神经递质标志物的变化 |
| 2.2 河南华溪蟹鳃和肝胰腺抗氧化和神经递质标志物对镉胁迫的响应 |
| 3 讨论 |
| 3.1 镉诱导河南华溪蟹鳃和肝胰腺组织细胞的氧化应激和神经毒性的解除 |
| 3.2 筛选河南华溪蟹鳃和肝胰腺与镉解毒相关的生物标志物 |
| 4 小结 |
| 全文结论与创新之处 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
| 个人简况及联系方式 |
（4）尼泊金甲酯对胰岛β细胞的干扰作用及其分子机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略语表 |
| 1 引言 |
| 1.1 尼泊金酯的研究进展 |
| 1.1.1 尼泊金酯的研究概况 |
| 1.1.2 尼泊金酯在伴侣动物的暴露量研究 |
| 1.1.3 尼泊金甲酯的毒理学研究概况 |
| 1.1.4 尼泊金甲酯的内分泌干扰活性 |
| 1.2 尼泊金甲酯受体的研究进展 |
| 1.2.1 ERRγ受体的研究概况 |
| 1.3 胰岛β细胞功能与伴侣动物糖尿病 |
| 1.3.1 PI3K-Akt-NF-κB2 信号通路的研究概况 |
| 1.3.2 与胰岛β细胞功能相关的主要趋化因子的研究概况 |
| 1.4 本研究的目的及意义 |
| 2 尼泊金甲酯对小鼠胰岛β细胞的影响 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 药品与试剂 |
| 2.1.2 试验动物 |
| 2.1.3 仪器设备 |
| 2.2 试验内容和方法 |
| 2.2.1 小鼠日粮中尼泊金酯残留的检测 |
| 2.2.2 MeP对小鼠胰岛β细胞功能的影响 |
| 2.2.3 数据统计与分析 |
| 2.3 试验结果 |
| 2.3.1 小鼠日粮样品前处理结果 |
| 2.3.2 流动相的选择 |
| 2.3.3 质谱条件的选择 |
| 2.3.4 标准曲线和检出限的绘制 |
| 2.3.5 基质效应考察结果 |
| 2.3.6 小鼠日粮样品中尼泊金酯的测定 |
| 2.3.7 MeP对小鼠血糖耐受性影响的结果 |
| 2.3.8 MeP对小鼠胰岛素耐受性影响的结果 |
| 2.3.9 MeP对小鼠胰岛素分泌影响的结果 |
| 2.3.10 MeP对小鼠葡萄糖刺激下胰岛素分泌影响的结果 |
| 2.3.11 MeP对小鼠胰腺病理学形态影响的结果 |
| 2.3.12 MeP对小鼠胰腺胰岛素原分布影响的结果 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 3 MeP对小鼠胰腺和胰岛β细胞的转录组学分析 |
| 3.1 试验材料 |
| 3.1.1 药品与试剂 |
| 3.1.2 试验动物 |
| 3.1.3 仪器设备 |
| 3.2 试验内容和方法 |
| 3.2.1 MeP对小鼠胰腺组织转录谱表达的影响 |
| 3.2.2 MeP对胰岛β细胞转录谱的影响 |
| 3.2.3 转录组数据分析处理 |
| 3.2.4 qPCR验证RNA-Seq数据 |
| 3.3 数据处理与统计 |
| 3.4 试验结果 |
| 3.4.1 MeP对小鼠胰腺转录谱影响的结果 |
| 3.4.2 MeP对小鼠胰岛β细胞转录谱影响的结果 |
| 3.4.3 胰腺和胰岛β细胞转录表达谱的联合分析结果 |
| 3.4.4 MeP对胰腺和胰岛β细胞共同调控基因的数据验证结果 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 小结 |
| 4 MeP对 ERRγ介导的PI3K-Akt-NF-κB2 信号通路的影响 |
| 4.1 试验材料与仪器 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验细胞和质粒 |
| 4.1.3 试验仪器设备 |
| 4.2 实验内容和方法 |
| 4.2.1 分子对接模拟MeP与 ERRγ受体的结合 |
| 4.2.2 βTC-6 细胞中ERRγ受体基因及蛋白表达的测定 |
| 4.2.3 MeP对 βTC-6 细胞中PI3K蛋白表达量的影响 |
| 4.2.4 MeP对 PI3K处理后βTC-6 细胞中Akt蛋白表达量的影响 |
| 4.2.5 MeP对 Akt处理后βTC-6 细胞中NF-κB2 蛋白表达量的影响 |
| 4.2.6 MeP对 NF-κB2 处理后βTC-6 细胞中CCl5, CCL19, CXCl12 含量的影响 |
| 4.3 数据处理与统计 |
| 4.4 试验结果 |
| 4.4.1 MeP与 ERRγ的结合分析 |
| 4.4.2 过表达ERRγ受体的βTC-6 细胞构建 |
| 4.4.3 MeP对 PI3K表达量的影响 |
| 4.4.4 MeP对 Akt活性的影响 |
| 4.4.5 MeP对 NF-κB2 表达量的影响 |
| 4.4.6 MeP对胰岛细胞CCL5, CCL19, CXCL12 含量的影响 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 小结 |
| 全文讨论 |
| 全文结论 |
| 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（5）六溴联苯在上海地区环境中的污染状况及其对斑马鱼的毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 引言 |
| 1.1 HexaBBs概述 |
| 1.2 HexaBBs在水产品中的蓄积分布特征 |
| 1.3 HexaBBs的毒理学效应 |
| 1.3.1 HexaBBs生物蓄积特征研究进展 |
| 1.3.2 HexaBBs毒理效应研究进展 |
| 1.3.3 其他毒性 |
| 1.4 环境及生物样品中PBBs的主要前处理技术 |
| 1.4.1 环境及生物样品中PBBs的主要提取技术 |
| 1.4.2 净化技术 |
| 1.5 定性定量分析方法 |
| 1.5.1 气相及气质联用定性定量技术 |
| 1.5.2 其他定性定量技术 |
| 1.6 选题的目的、意义及研究内容 |
| 第2章 水产品中HexaBBs测定方法的建立及应用分析 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料与试剂 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.2.3 方法 |
| 2.2.4 数据处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 色谱柱的优化 |
| 2.3.2 提取试剂的选择 |
| 2.3.3 乙酸乙酯体积的确定 |
| 2.3.4 净化优化 |
| 2.3.5 超声条件的优化 |
| 2.3.6 线性范围与检出限 |
| 2.3.7 准确度和精密度实验结果 |
| 2.3.8 水产品中HexaBBs定量分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 上海市工业区附近区域环境中HexaBBs的污染状况及迁移特征 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 样品的采集、制备与处理 |
| 3.2.2 仪器与试剂 |
| 3.2.3 样品前处理方法 |
| 3.2.4 GC-MS/SIM条件 |
| 3.2.5 质量保证和控制 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 样品测定结果 |
| 3.3.2 HexaBBs在环境中的来源分析 |
| 3.3.3 HexaBBs在环境中的分布特征 |
| 3.3.4 HexaBBs在环境中的迁移特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 PBB153对斑马鱼机体中E2、T以及Vtg水平的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验 |
| 4.2.1 试剂和材料 |
| 4.2.2 受试生物和实验方法 |
| 4.2.3 性激素及卵黄蛋白原的测定 |
| 4.2.4 统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 斑马鱼体中E2、T和Vtg含量的测定结果 |
| 4.3.2 PBB153对斑马鱼体中性激素(E2、T)水平的影响 |
| 4.3.3 PBB153对斑马鱼体中卵黄蛋白原(Vtg)水平的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果 |
（7）重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ的毒性评价及重楼皂苷Ⅰ的肝毒性机制探究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 文献综述 |
| 综述一 重楼的药效成分、药理作用和不良反应研究现状 |
| 1 药效成分 |
| 2 药理作用 |
| 3 不良反应研究现状 |
| 4 总结与讨论 |
| 参考文献 |
| 综述二 中药药源性肝损伤机制研究进展 |
| 1 CYP代谢 |
| 2 线粒体稳态 |
| 3 氧化损伤 |
| 4 细胞凋亡 |
| 5 胆汁淤积 |
| 6 Ca~(2+)浓度平衡破坏 |
| 7 免疫激活介导的炎症因子释放 |
| 8 特异反应 |
| 9 总结与讨论 |
| 参考文献 |
| 前言 |
| 技术路线图 |
| 第一章 重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ的体内外毒性评价 |
| 第一节 重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ的细胞毒性实验 |
| 1 概述 |
| 2 实验材料 |
| 3 实验方法 |
| 4 实验结果 |
| 第二节 模式生物-斑马鱼评价重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ的毒性 |
| 1 概述 |
| 2 实验材料 |
| 3 实验方法 |
| 4 实验结果 |
| 第三节 重楼皂苷Ⅰ的小鼠毒性实验研究 |
| 1 概述 |
| 2 实验材料 |
| 3 实验方法 |
| 4 实验结果 |
| 第四节 小结与讨论 |
| 1 重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ的细胞毒性实验 |
| 2 模式生物-斑马鱼评价重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ的毒性 |
| 3 重楼皂苷Ⅰ的小鼠毒性实验研究 |
| 本章总结与讨论 |
| 第二章 重楼皂苷Ⅰ的细胞毒性机制研究 |
| 第一节 肝细胞毒性机制研究 |
| 1 概述 |
| 2 实验材料 |
| 3 实验方法 |
| 4 实验结果 |
| 第二节 心血管细胞毒性机制研究 |
| 1 概述 |
| 2 实验材料 |
| 3 实验方法 |
| 4 实验结果 |
| 第三节 小结与讨论 |
| 1 肝细胞毒性机制研究 |
| 2 心血管毒性机制研究 |
| 本章总结 |
| 第三章 基于蛋白组学和代谢组学探索重楼皂苷Ⅰ的体内肝毒性机制 |
| 第一节 TMT标记定量蛋白质组学 |
| 1 概述 |
| 2 实验材料 |
| 3 实验方法 |
| 4 实验结果 |
| 5 生物信息分析 |
| 6 机制分析 |
| 7 PPI网络 |
| 8 潜在生物标志物 |
| 第二节 Q300靶向代谢组学 |
| 1 概述 |
| 2 实验材料 |
| 3 实验方法 |
| 4 实验结果 |
| 5 通路富集 |
| 6 通路分析 |
| 7 潜在生物标志物 |
| 第三节 小结与讨论 |
| 1 TMT标记定量蛋白质组学 |
| 2 Q300靶向代谢组学 |
| 3 蛋白组学-代谢组学关联分析 |
| 第四节 重楼皂苷Ⅰ肝毒性机制验证 |
| 1 动物组织Western blot验证 |
| 2 斑马鱼qPCR实验验证 |
| 3 小结与讨论 |
| 结语 |
| 1 重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ的体内外毒性评价 |
| 2 重楼皂苷Ⅰ的细胞毒性机制研究 |
| 3 重楼卓苷Ⅰ的蛋白组学和代谢组学研究 |
| 4 重楼皂苷Ⅰ肝毒性机制推测与分析 |
| 5 不足与展望 |
| 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（8）微/纳塑料粒子及与苯并芘复合物的细胞行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 影响MPs/NPs毒理学的因素 |
| 1.2.1 粒径 |
| 1.2.2 表面电荷 |
| 1.2.3 聚合物类型 |
| 1.2.4 其他因素 |
| 1.3 摄取机制和细胞行为 |
| 1.4 毒性机制和生物影响 |
| 1.4.1 MPs/NPs对水生生物的毒性 |
| 1.4.2 MPs/NPs对人类健康风险评估 |
| 1.5 复合污染物 |
| 1.6 生物晕和环境晕 |
| 1.7 真实塑料的毒性评估 |
| 1.8 本论文的研究意义和内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 材料和试剂 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验材料的合成与制备 |
| 2.4 吸附实验 |
| 2.5 PVC化学成分的提取与测定 |
| 2.6 细胞实验 |
| 2.7 动物体实验 |
| 第三章 尺寸及在微塑料吸附对苯并[a]芘纳米簇细胞毒性的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 Bap NCs和 PS@Bap的表征 |
| 3.2.2 细胞毒性研究 |
| 3.2.3 Bap NCs和 PS@Bap内吞机制 |
| 3.2.4 Bap NCs和 PS@Bap的细胞内代谢 |
| 3.2.5 Bap NCs和 PS@Bap在 A549 细胞内的分布和转运 |
| 3.2.6 细胞凋亡 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 粘蛋白晕对微塑料的细胞内行为的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果和讨论 |
| 4.2.1 PS和 PS@Mucin表征 |
| 4.2.2 Mucin对细胞摄取PS MPs的影响 |
| 4.2.3 Mucin对 PS MPs胞吞机制的影响 |
| 4.2.4 Mucin对 A549 细胞中PS MPs的细胞内转运和分布的影响 |
| 4.2.5 Mucin对 PS MPs细胞毒性的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 粘蛋白晕对PS@Bap复合污染物的细胞行为的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果和讨论 |
| 5.2.1 PS@Bap与 Mucin的相互作用 |
| 5.2.2 Mucin对 PS@Bap的胞内行为的影响 |
| 5.2.3 Mucin对 PS@Bap的细胞毒性和产生ROS的影响 |
| 5.2.4 Mucin对 PS@Bap的胞吞机制的影响 |
| 5.2.5 Mucin对 A549 细胞中PS@Bap的细胞转运和细胞分布的影响 |
| 5.2.6 Mucin对 PS@Bap所诱导的细胞凋亡的影响 |
| 5.2.7 PS增强Bap诱导的小鼠急性肺炎症反应 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 环境相关微/纳塑料的制备及对斑马鱼胚胎发育毒性 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 结果和讨论 |
| 6.2.1 PVC MPs/NPs的制备和表征 |
| 6.2.2 PVC MPs/NPs对斑马鱼胚胎和幼鱼死亡率和孵化率的影响 |
| 6.2.3 PVC MPs/NPs对斑马鱼胚胎和幼鱼心率和斑马鱼幼鱼体长的影响 |
| 6.2.4 PVC MPs/NPs对斑马鱼幼鱼的致畸效应 |
| 6.2.5 ROS水平测定 |
| 6.2.6 PVC MPs/NPs暴露对HPT轴的调节 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 环境相关PVC MPs/NPs诱导的物理和化学损伤 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 斑马鱼发育过程中PVC MPs/NPs的摄取与分布 |
| 7.2.2 PVC MPs/NPs对斑马鱼胚胎和幼鱼死亡率和孵化率的影响 |
| 7.2.3 PVC MPs/NPs对斑马鱼胚胎和幼鱼心率和斑马鱼幼鱼体长的影响 |
| 7.2.4 PVC MPs/NPs对斑马鱼幼鱼的致畸效应 |
| 7.2.5 PVC MPs/NPs暴露引起的氧化应激 |
| 7.2.6 PVC MPs/NPs暴露对HPT轴的调节 |
| 7.2.7 提取物的HPLC-HR/AM MS筛选 |
| 7.3 本章小结 |
| 7.4 全文总结和展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
（9）NiSO4染毒大鼠甲状腺、胰腺、肝脏和肾脏组织镍蓄积量的检测与组织功能、病理损伤的实验研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 镍的一般毒性作用及机制 |
| 1.1.1 镍的一般特点及其来源、含量和应用 |
| 1.1.2 镍对人体的生理作用 |
| 1.1.3 镍的毒性作用 |
| 1.2 镍在动物体内蓄积 |
| 1.2.1 镍在动物体内的分布 |
| 1.2.2 镍在体内的代谢 |
| 1.3 镍对器官损伤 |
| 1.3.1 镍对器官产生损伤的机制 |
| 1.3.2 凋亡蛋白Caspase-3 |
| 1.4 研究的目的与意义 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验动物 |
| 2.2 实验器材及试剂 |
| 2.2.1 主要试验仪器 |
| 2.2.2 主要试验试剂 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 实验动物模型制备 |
| 2.3.2 大鼠的一般情况及体重、饮食、饮水量检测 |
| 2.3.3 大鼠血液、肝脏、肾脏、甲状腺和胰腺组织中镍蓄积量检测 |
| 2.3.4 大鼠肝脏、肾脏、甲状腺和胰腺组织功能改变 |
| 2.3.5 大鼠肝脏、肾脏、甲状腺和胰腺HE染色 |
| 2.3.6 免疫组化法检测大鼠肝脏、肾脏、甲状腺和胰腺组织中Caspase-3蛋白的表达 |
| 2.3.7 统计分析 |
| 第三章 实验结果 |
| 3.1 镍对大鼠的行为、体重、饮食、饮水和镍蓄积量的影响 |
| 3.1.1 镍对大鼠的行为、体重、饮食、饮水量的影响 |
| 3.1.2 镍对大鼠组织镍蓄积量的影响 |
| 3.1.3 镍染毒量与大鼠组织镍蓄积量的相关性 |
| 3.2 镍对大鼠肝脏和肾脏的功能、病理及其Caspase-3 免疫组化蛋白表达影响 |
| 3.2.1 NiSO_4对大鼠肝脏和肾脏功能的影响 |
| 3.2.2 NiSO_4对大鼠肝脏和肾脏的病理HE染色结果的影响 |
| 3.2.3 NiSO_4对大鼠肝脏和肾脏的Caspase-3 免疫组化蛋白表达情况影响 |
| 3.3 镍对大鼠甲状腺的功能、病理及其Caspase-3 免疫组化蛋白表达情况影响 |
| 3.3.1 NiSO_4对大鼠甲状腺的功能的影响 |
| 3.3.2 NiSO_4对大鼠甲状腺的病理HE染色结果的影响 |
| 3.3.3 NiSO_4对大鼠甲状腺的Caspase-3 免疫组化蛋白表达情况影响 |
| 3.4 镍对大鼠胰腺的功能、病理及其Caspase-3 免疫组化蛋白表达情况影响 |
| 3.4.1 NiSO_4对大鼠胰腺的功能的影响 |
| 3.4.2 NiSO_4对大鼠胰腺的病理HE染色结果的影响 |
| 3.4.3 NiSO_4对大鼠胰腺的Caspase-3 免疫组化蛋白表达情况影响 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 镍对大鼠的行为、体重、饮食、饮水和镍蓄积量的影响 |
| 4.2 镍对大鼠肝脏和肾脏的功能、病理及其Caspase-3 免疫组化蛋白表达影响 |
| 4.3 镍对大鼠甲状腺的功能、病理及其Caspase-3 免疫组化蛋白表达情况影响 |
| 4.4 镍对大鼠胰腺的功能、病理及其Caspase-3 免疫组化蛋白表达情况影响 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 综述 不同染毒方式构建镍损伤模型的研究进展 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 附录 |
| 附录1 英文缩略词对照表 |
| 致谢 |
（10）典型有毒污染物对克氏原螯虾的毒性效应与作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 典型有毒污染物及其毒性 |
| 1.2.1 镉及其毒性 |
| 1.2.2 微囊藻毒素及其毒性 |
| 1.2.3 双氯芬酸及其毒性 |
| 1.3 典型有毒污染物暴露对甲壳类水生动物毒性研究现状 |
| 1.3.1 Cd暴露对甲壳类水生动物毒性研究现状 |
| 1.3.2 MC-LR暴露对甲壳类水生动物毒性研究现状 |
| 1.3.3 DCF暴露对甲壳类水生动物毒性研究现状 |
| 1.4 克氏原螯虾在毒理学中的应用 |
| 1.4.1 克氏原螯虾作为靶生物的优势 |
| 1.4.2 克氏原螯虾在毒理学中的研究现状 |
| 1.5 研究目的、意义与主要内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究的目的与意义 |
| 1.5.3 本课题研究内容 |
| 1.5.4 本课题技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 Cd暴露实验 |
| 2.2.2 MC-LR暴露实验 |
| 2.2.3 DCF暴露实验 |
| 2.3 氧化应激指标的测定 |
| 2.3.1 蛋白含量的测定 |
| 2.3.2 丙二醛(MDA)含量的测定 |
| 2.3.3 超氧化物歧化酶(SOD)活性的测定 |
| 2.3.4 过氧化氢酶(CAT)活性的测定 |
| 2.3.5 谷胱甘肽硫转移酶(GST)活性的测定 |
| 2.4 组织病理切片 |
| 2.4.1 样本包埋与固定 |
| 2.4.2 HE染色 |
| 2.4.3 图像采集 |
| 2.5 实时荧光定量PCR检测 |
| 2.5.1 反转录 |
| 2.5.2 荧光定量PCR检测 |
| 2.6 高通量测序及分析 |
| 2.6.1 转录组测序及分析 |
| 2.6.2 Illumina测序及分析 |
| 第3章 污染物对克氏原螯虾的氧化胁迫作用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 Cd对克氏原螯虾的氧化胁迫作用 |
| 3.2.1 Cd对肝胰腺内MDA含量的影响 |
| 3.2.2 Cd对肝胰腺内抗氧化酶活性的影响 |
| 3.3 MC-LR对克氏原螯虾的氧化胁迫作用 |
| 3.3.1 MC-LR对抗氧化基因表达的影响 |
| 3.3.2 MC-LR对其他应激相关基因表达的影响 |
| 3.4 DCF对克氏原螯虾的氧化胁迫作用 |
| 3.4.1 DCF对抗氧化基因表达的影响 |
| 3.4.2 DCF对其他应激相关基因表达的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 污染物暴露作用下克氏原螯虾肝胰腺病理及分子调控机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 Cd暴露作用下克氏原螯虾肝胰腺病理及分子调控特征 |
| 4.2.1 Cd对肝胰腺组织病理的影响 |
| 4.2.2 Cd暴露实验中转录组测序质量评估 |
| 4.2.3 Cd暴露实验中肝胰腺基因功能注释 |
| 4.2.4 Cd暴露实验中差异表达基因的分析 |
| 4.2.5 Cd暴露实验中转录组数据的q RT-PCR验证 |
| 4.3 MC-LR暴露作用下克氏原螯虾肝胰腺病理及分子调控特征 |
| 4.3.1 MC-LR对肝胰腺病理的影响 |
| 4.3.2 MC-LR暴露实验转录组测序质量评估 |
| 4.3.3 MC-LR暴露实验中肝胰腺基因功能注释 |
| 4.3.4 MC-LR暴露实验差异表达基因的分析 |
| 4.3.5 MC-LR暴露实验中转录组数据的q RT-PCR验证 |
| 4.4 DCF暴露作用下克氏原螯虾肝胰腺病理及分子调控特征 |
| 4.4.1 DCF对肝胰腺病理的影响 |
| 4.4.2 DCF暴露实验中转录组测序质量评估 |
| 4.4.3 DCF暴露实验中肝胰腺基因的功能注释 |
| 4.4.4 DCF暴露实验中差异表达基因的分析 |
| 4.4.5 DCF暴露实验中转录组数据的q RT-PCR验证 |
| 4.5 克氏原螯虾肝胰腺病理及分子调控机制解析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 污染物暴露作用下克氏原螯虾肠道病理及菌群响应机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 Cd对肠道病理与菌群的作用研究 |
| 5.2.1 Cd对肠道病理的影响 |
| 5.2.2 Cd对肠道微生物群落多样性的影响 |
| 5.2.3 Cd对肠道微生物群落结构的影响 |
| 5.3 MC-LR对肠道病理及菌群的作用研究 |
| 5.3.1 MC-LR对肠道病理的影响 |
| 5.3.2 MC-LR对肠道微生物群落多样性的影响 |
| 5.3.3 MC-LR对肠道微生物群落结构的影响 |
| 5.4 DCF对肠道病理及菌群的作用研究 |
| 5.4.1 DCF对肠道病理的影响 |
| 5.4.2 DCF对肠道微生物群落多样性的影响 |
| 5.4.3 DCF对肠道微生物群落结构的影响 |
| 5.5 克氏原螯虾肠道病理及菌群响应机制解析 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
四、胰腺毒理学的研究进展（论文参考文献）
- [1]RNA-seq技术在水生生物生态毒理学中的应用进展[J]. 柯杨,马瑜,朱海云,张育辉. 生物技术进展, 2021(04)
- [2]PFOS替代品OBS在斑马鱼体内的毒代动力学及毒性作用机制研究[D]. 邹义龙. 南昌大学, 2021(02)
- [3]镉暴露后河南华溪蟹主要组织器官的解毒与机制研究[D]. 徐子涵. 山西大学, 2021(12)
- [4]尼泊金甲酯对胰岛β细胞的干扰作用及其分子机制研究[D]. 周蕾. 内蒙古农业大学, 2021(01)
- [5]六溴联苯在上海地区环境中的污染状况及其对斑马鱼的毒性效应研究[D]. 张龙飞. 上海海洋大学, 2021(01)
- [6]镉在凡纳滨对虾体内的富集、清除及其毒性作用研究[D]. 李玲. 广东海洋大学, 2021
- [7]重楼皂苷Ⅰ、Ⅱ、Ⅶ的毒性评价及重楼皂苷Ⅰ的肝毒性机制探究[D]. 王文平. 北京中医药大学, 2021(02)
- [8]微/纳塑料粒子及与苯并芘复合物的细胞行为研究[D]. 纪云霞. 山东师范大学, 2021(12)
- [9]NiSO4染毒大鼠甲状腺、胰腺、肝脏和肾脏组织镍蓄积量的检测与组织功能、病理损伤的实验研究[D]. 杨晶晶. 兰州大学, 2021(12)
- [10]典型有毒污染物对克氏原螯虾的毒性效应与作用机制研究[D]. 张羽. 哈尔滨工业大学, 2020