一、清除体内污染的食物（论文文献综述）
刘银娥[1]（2021）在《有机磷系阻燃剂在珠江三角洲几类典型动物中的富集与传递》文中研究表明有机磷系阻燃剂（organophosphorus flame retardants,PFRs）由于具有良好的阻燃效果,而且兼具增塑剂和消泡剂等功能,被广泛应用于电子、建材、纺织和化工等行业。PFRs是一类新兴的有机污染物,具有一定的生物累积性和生物毒性。生物富集和子代传递对评估污染物的生态风险和健康风险具有重要意义。目前,关于动物中PFRs的研究多集中在水生动物上,而陆生和两栖类动物的研究却很少。有关PFRs的生物放大、子代传递及生物代谢的报道更是极为稀少。针对高脂肪大样本量中PFRs分析,本论文首先建立了冷冻除脂-固相萃取和气相色谱质谱分析法。然后,以珠江三角洲河网广泛分布的三种淡水鱼为研究对象,调查了PFRs在该地区的分布特征,初步探究了PFRs在鱼类中的种间差异,评估了该地区居民食用淡水鱼的PFRs健康风险。最后,以广东清远电子垃圾污染区水生动物、两栖蛙类和昆虫为研究对象,具体研究了PFRs的生物富集、代谢与子代传递特征,探究了昆虫变态过程对PFRs富集的影响。在最佳实验条件下,冷冻除脂-固相萃取法对样品的脂肪去除率高达97%。在加标空白样品和加标鱼样中,12种PFRs目标物（除TEP外）的回收率范围分别为73%-108%和56%-108%,四种替代内标的回收率范围分别为90%-106%和75%-97%。各分析物在三组平行样品中的相对标准偏差均低于15%。方法检出限和方法定量限的范围分别为0.004-0.059 ng/g和0.027-0.55 ng/g。该方法具有良好的脂肪去除率,准确性和重现性;适用于高脂肪含量、大样本量的生物样品PFRs分析,为野外痕量PFRs研究提供了方法支持。珠江三角洲河网鲮鱼、罗非鱼和清道夫中总PFRs的浓度范围分别为2.3-16ng/g ww、3.4-16 ng/g ww和3.5-30 ng/g ww。其中,TEHP、TCIPP、TCEP和TNBP为主要污染物,累计约占总浓度的90%。城市化、工业化程度较高的珠江段和北江段的污染水平明显高于东江和西江段。清道夫中PFRs的浓度和组成模式与鲮鱼和罗非鱼差异明显,主要与其栖息环境、摄食行为和代谢能力有关。珠三角地区成人和儿童因食用淡水鱼的PFRs摄入量分别为17 ng/kg bw/day和98 ng/kg bw/day,比参考值低3至4个数量级。故该地区居民淡水鱼的日常食用不会引起与PFRs相关的健康风险。广东清远电子垃圾污染区水生动物（乌鳢、鲶鱼、鲮鱼、鲫鱼、沼虾、鲤鱼和中国水蛇）中总PFRs的浓度范围为0.92-34 ng/g ww,PFRs代谢物总浓度范围为1.3-14 ng/g ww,比其对应的母体化合物略低或水平相当,表明监测生物体中PFRs代谢物的重要性。鱼类的肝脏组织具有较高的PFRs含量,主要与其亲脂性有关。水生动物中PFRs的生物富集因子（BAF）和生物-沉积物富集因子（BSAF）分别为3.6-1109和0.0063-2.6。log BAF和log BSAF均与log KOW呈显着正相关关系。中国水蛇体内PFRs的生物放大因子范围为0.017-0.26,无生物放大效应。总PFRs、TNBP和TPHP在水生食物链（沼虾-杂食性鱼类-肉食性鱼类）上呈营养级稀释现象,营养级放大因子分别为0.72、0.57和0.62。生物转化（代谢）过程可能是导致PFRs的生物富集具有种间和种内特异性及在野生食物链上呈营养级稀释的主要原因。PFRs的浓度与组成模式在水蛇卵和肌肉中差异明显,可能与不同化合物的子代传递效率差异有关。PFRs在中国水蛇中的子代传递效率与log KOW呈显着正相关关系。黑斑蛙和牛蛙肌肉组织中的PFRs浓度范围为1.0-14 ng/g ww。总PFRs、TEP、TCEP和TCIPP在肌肉组织中的浓度表现为雄蛙显着高于雌蛙,而肝脏和性腺组织中的浓度情况则完全相反。雄蛙的OLR值(浓度比,C其他/(C其他+C肝脏))显着高于雌蛙,表明雄蛙具有更高的PFRs代谢潜能。PFRs在蛙类中的子代传递规律具有性别特异性;当肌肉组织作为亲本组织时,雌蛙的子代传递效率与log KOW呈显着负相关关系,而雄蛙则与log KOW呈抛物线相关关系。代谢转化和子代传递可能是造成蛙类中PFRs性别差异的重要原因。6类昆虫（荔蝽、蝴蝶/蛾、蝗虫、蜻蜓、水甲虫和铜绿丽金龟）中总PFRs的浓度范围为2.3-89 ng/g ww。不同种类昆虫的PFRs组成模式因其生境和取食习性的不同而存在较大差异。与较高营养级的脊椎动物（本论文研究的水生鱼类和中国水蛇）不同,植食性昆虫（蝗虫幼虫）对大多数PFRs化合物具有生物放大效应,表明监测低营养级生物PFRs暴露的重要性。PFRs在四类同时采集到成幼虫的昆虫（荔蝽、蝗虫、蝴蝶/飞蛾和蜻蜓）的变态发育过程中具有一致的变化规律,即成幼虫污染物的浓度比（ln A/L）与log KOW均呈负相关关系,表明PFRs在不同种类昆虫变态过程中具有相似的调控机制。
殷娇娇[2]（2021）在《铬在鱼体内的累积分布规律及健康风险评估》文中研究表明鱼类作为人类膳食结构的重要组成部分,其安全性一直备受关注。近年来,随着工农业和城市化的快速发展,大量工农业废水的排放使得水生态系统遭受到不同程度的污染。据报道,我国的江河湖泊中,其底质的重金属污染率高达80.1%。重金属具有毒性大、易生物富集等特性,进入水生态系统后,不仅会直接毒害水生生物,而且会通过饮水、食物链等途径直接或间接地威胁到人类健康。深入理解重金属污染物在鱼类中的分布及代谢规律,并评估其食用风险,对于保障鱼类的食用安全具有十分重要的指导作用。铬（Cr）是一种环境中普遍存在的重金属污染物,在本论文前期的调查研究中,我们发现相对于其它金属而言,鱼类中的Cr污染更为普遍。由于重金属在鱼体内的累积量是动态变化的,受到累积、分布和清除的共同影响,因此,探究Cr6+在鱼类各组织中的分布特征及代谢规律,有助于了解污染条件下,鱼体各组织器官对Cr6+的响应,为针对性地降低鱼体内Cr6+蓄积、促进Cr6+排泄提供理论依据,进而保障鱼类的食用安全。然而,目前关于鱼体内Cr6+的研究主要集中在毒性方面,而相关的代谢动力学研究却鲜有报道。本研究首先通过野外调研,比较分析了不同重金属在鱼类中的累积差异,确定了Cr为鱼类中的典型重金属污染物;随后以铬的主要污染形态六价铬(Cr6+)为污染物,以易受Cr污染的鱼类鲫为模型,探究了Cr6+在鱼类不同组织中的分布及代谢规律,发现相对于可食用部位肌肉而言,鱼头中Cr6+的累积量更高;且通过市场调研分析,进一步确认了在不同鱼类中,均存在着鱼头中Cr6+含量高于肌肉中Cr6+含量这一规律;在此基础上,本研究进一步以鳙为模型探究了Cr6+在鱼类主要可食用部位肌肉和鱼头中的累积分布规律,以期阐明鱼头中Cr6+累积量高的原因。主要研究内容及结果如下:1.鱼类中典型重金属污染物的确定巢湖是我国第五大淡水湖,近年来,陆续有研究表明巢湖受到不同程度的重金属污染。本研究首先以巢湖为对象,对不同位点水及底泥中的重金属（Zn、Pb、Cr、Cu、Ni、As和Cd）含量进行分析以评价巢湖受到重金属的污染程度,相关结果显示,巢湖整体处于低污染水平。尽管如此,进一步对巢湖中8种常见淡水鱼类（鲫、鲤、翘嘴鲌、青鱼、鲢、鳙、团头鲂和草鱼）中重金属污染情况及食用风险进行评估分析发现:巢湖中的鲫却存在食用风险,其中,对儿童存在潜在非致癌风险,对青少年及成人存在潜在致癌风险;在非致癌风险中,Cr和Pb的贡献分别为45%和43%,而在致癌风险中,Pb的贡献仅为0.2%-6%,Cr的贡献却达94%-99.8%。这些结果表明:即使在低污染水体中,鱼体中累积的重金属仍有可能对人体健康造成威胁;并且,在众多重金属中,Cr污染需引起重视。2.以鲫为模型研究Cr6+在鱼类不同组织间的分布特征及代谢规律根据野外调研的结果,我们确定了Cr为典型的重金属污染物,但目前关于Cr在鱼类不同组织中的代谢规律仍不清楚。在此研究中,我们以Cr6+为典型的重金属污染物,鲫为研究对象（前期研究发现鲫相对于其它鱼类而言更容易受到Cr的污染）,进行为期28 d的暴露实验和20 d的清除实验,利用生物双箱动力学模型,探究不同Cr6+暴露浓度（0、0.1、1和10 mg/L）下,Cr6+在鲫各组织（肝、肾、肠、鳃、肌肉和鱼头）中的分布特征及代谢规律。发现:Cr6+在鲫体内的代谢具有组织特异性,鳃和肠在Cr6+的暂时储存中起关键作用,肝脏在Cr6+的解毒过程中起重要作用,肌肉和鱼头可以作为Cr6+短期的储存器官,而肾脏可能是Cr6+的长期储存器官。代谢动力学结果表明:对于可食用部位肌肉和鱼头而言,在清除速率相差不大的情况下,鱼头对Cr6+较高的吸收速率是导致鱼头中Cr6+含量较高的原因。健康风险评估的结果表明:在各暴露剂量（0、0.1、1和10 mg/L）下,相对于肌肉而言,鱼头中累积的Cr6+造成的健康风险均相对较高。这些结果表明:Cr6+在鱼类不同组织中的累积具有组织特异性,且对于可食用部位肌肉和鱼头而言,清除速率相差不大,即鱼头对Cr6+较高的吸收速率是导致鱼头中Cr6+含量高的原因。3.Cr6+在常见市售鱼类主要可食用部位肌肉及鱼头中的分布特征及健康风险评估通过分析Cr6+在鲫不同组织中的分布特征及代谢规律,我们发现鱼头中的Cr6+含量高于肌肉中的Cr6+含量,为进一步验证在其它鱼类中,是否均存在着这一现象,我们对市面上常见的14种鱼类（草鱼、团头鲂、鲢、鳙、鲫、鲤、翘嘴鲌、鲈、鳜、胡子鲇、黄颡鱼、斑点叉尾鮰、青鱼和乌鳢）进行了肌肉和鱼头组织样本的采集,通过分析各组织样本中的Cr6+含量,发现:在不同鱼中,均存在着鱼头中Cr6+含量高于肌肉中Cr6+含量这一规律。且健康风险评估的结果表明:背肌和腹肌中的Cr6+不会对儿童、青少年及成人造成潜在风险;但鱼头中Cr6+却会对成人造成潜在致癌风险。这些结果表明:相比肌肉而言,鱼头中的Cr6+含量更高,其食用风险也更高,因此,鱼头的食用安全性必须引起重视。4.以鳙为模型研究Cr6+在肌肉及鱼头中的累积分布差异前期的研究结果表明不同鱼类中均存在鱼头中的Cr6+含量高于肌肉中的Cr6+含量这一规律,且通过代谢动力学研究发现鱼头中Cr6+含量较高与鱼头对Cr6+的吸收速率较高有关,那么为何鱼头对Cr6+有较高的吸收速率?为探究其原因,我们选取鳙为研究对象,通过14 d的暴露实验,使鳙体内累积一定量的Cr6+,探究在不同Cr6+暴露浓度（0、0.01、0.1、1和5 mg/L）下,Cr6+在鳙肌肉及鱼头中的累积分布差异,发现:在各暴露剂量下,鱼头中的Cr6+含量始终高于肌肉中的Cr6+含量,这也与鲫中的结果相一致。以往的研究表明砷（As）、锌（Zn）等重金属在鱼体内的累积与组织中的脂肪含量有关。那么,Cr6+在鱼体内的累积是否也存在类似的现象?为了回答这一问题,我们测定了肌肉及鱼头中的脂肪含量,并分析了其与Cr6+含量的相关性,发现鱼头的脂肪含量最高,且组织中的Cr6+含量与脂肪含量显着正相关。为进一步验证鳙组织中的Cr6+与脂肪之间的直接关系,我们利用无水乙醚将脂肪从组织中提取出来,分别测定脂肪和非脂肪部分的Cr6+含量,发现:Cr6+并不主要存在于脂肪部分,肌肉脂肪部分的Cr6+含量低于30%,而鱼头脂肪部分的Cr6+含量低于5%;此外,体外油（鱼油、大豆油、花生油和亚麻籽油）和水对Cr6+的竞争性吸附实验也表明,Cr6+主要存在于水相中,Cr6+被油吸附的量不超过25%。这些结果表明:鳙鱼头对Cr6+的累积始终高于肌肉,虽然组织中的Cr6+含量与脂肪含量显着正相关,但鱼头中累积的Cr6+并非主要沉积在脂肪中,即鱼头中的脂肪含量高并不是导致鱼头中Cr6+含量高的直接原因。5.Cr6+在鳙鱼头不同部位中的分布特征为进一步探究鱼头中Cr6+含量高的原因,该部分研究继续以鳙为研究对象,将鳙暴露于Cr6+浓度为1 mg/L的水溶液中14 d,使其累积一定量的Cr6+后,将鱼头分为脑脊液、鱼脑、鱼眼、鱼唇、鳃下肉、其余肉以及鱼骨7个部位,分别对各个部位的Cr6+含量进行测定,以探究Cr6+在各个部位的分布特征。发现:鱼头各个部位的Cr6+含量依次为:鱼骨>鱼唇>其余肉>鳃下肉>鱼眼>鱼脑>脑脊液;其中,鱼骨和鱼唇中的Cr6+含量高于鱼头整体的Cr6+含量,表明Cr6+主要累积于鱼头的骨头部位,骨头部位Cr6+含量高是导致鱼头中Cr6+含量高的主要原因。健康风险评估结果表明:本研究条件下,除了鱼唇和鱼骨会存在食用风险外,其余可食用部位对不同人群均不会造成潜在风险。值得注意的是,虽然Cr6+主要沉积在鱼头的骨头部位,但鱼头鱼肉部位的Cr6+含量仍然高于背肌和腹肌。这些结果表明:鱼头中的Cr主要沉积在鱼头的骨头部位,以鱼头整体为对象进行风险评估时要充分考虑骨头的影响,因为骨头的存在会导致鱼头的食用风险被高估。综上所述,本研究首先通过对鱼类中不同重金属的污染状况进行调研分析,确定了Cr是鱼类中的典型重金属污染物;随后探究了Cr6+在鱼类各组织中的代谢动力学,发现Cr6+在鱼类各组织中的代谢具有组织特异性,而在鱼类主要可食用部位肌肉和鱼头中,鱼头对Cr6+较高的吸收速率导致了鱼头中Cr6+含量更高;进一步对鱼头中Cr6+含量高的原因进行分析,发现鱼头中的Cr6+并不主要沉积在脂肪中,而主要沉积在骨头中。本研究结果丰富了我们对鱼类特别是受Cr6+污染的鱼类鱼头的食用安全性的认识,为进一步揭示Cr6+在鱼体内的代谢规律奠定了基础,为实际生产中针对性地降低鱼体中Cr6+蓄积、促进Cr6+排泄提供了理论依据,对于进一步保障水产品质量安全具有重要的指导作用。
闫继爱[3]（2021）在《金黄色葡萄球菌噬菌体裂解酶及其结构域的制备与功能特性研究》文中研究表明金黄色葡萄球菌（Staphylococcus aureus）是一种全世界公认的食源性病原菌之一,可造成许多食品安全问题。同时,随着抗生素的滥用,金黄色葡萄球菌已进化为耐甲氧西林金黄色葡萄球菌（methicillin-resistant S.aureus,MRSA）等多种耐药菌株。MRSA是食品安全、动物健康和现代医疗保健等领域出现的新问题,需要开发新的抗菌药物来取代过度使用的传统抗生素。近年来,针对MRSA等食源性病原菌迫切需要新型杀菌、控菌技术的研发。噬菌体裂解酶被认为是一种很有前途的抗菌剂。本文筛选了一株烈性的MRSA噬菌体,并根据其基因组序列构建表达噬菌体裂解酶及其各功能域,根据各功能域的酶学性质,深入研究其在不同领域的应用,为裂解酶及其功能域在食品及医药中应用提供一定的理论基础。主要研究内容和结果如下:1、金黄色葡萄球菌噬菌体筛选鉴定:从食源性垃圾中筛选到一株烈性噬菌体Z,可裂解MRSA,其效价约105。透射电镜显示此噬菌体属于长尾噬菌体,尾长约200 nm,头部直径约80 nm。在平板上能够完全抑制宿主菌生长。通过测定和分析噬菌体Z的基因组序列,获得噬菌体裂解酶lysz基因,并成功构建含lysz基因的质粒p ET15b-LysZ,通过转化、诱导表达、分离纯化获得了裂解酶LysZ。该酶可裂解包括普通金黄色葡萄球菌和MRSA在内的七种金黄色葡萄球菌,最适温度为35oC,最适p H为6.0。LysZ是金属依赖型酶。LysZ的活性随着离子强度的升高逐渐升高。裂解酶LysZ在牛奶体系中的活性与牛奶组分NaCl（0.049%）。牛奶的低盐环境也会造成裂解酶失活,但在牛奶中加入NaCl后,LysZ活性恢复。2、牛奶体系中裂解酶活性与裂解域和结合域的相关性研究。利用重叠延伸PCR技术成功构建含egfp和cbdz基因的质粒p ET15b-EGFP-CBDz,通过转化、诱导表达、分离纯化获得了结合域EGFP-CBDz,此蛋白可以与金黄色葡萄球菌特异性结合,特异性结合的最适温度为30oC,最适p H为4.0,结合能力随着溶液中离子强度的增高而升高。在牛奶中,随着牛奶中NaCl含量的升高,结合域结合MRSA活性增强。因此,裂解酶在低离子强度下活性较低,可能与结合域在此条件下与细胞壁结合能力较弱有关。噬菌体裂解酶裂解域CHAPLysZ也具有杀灭普通金黄色葡萄球菌和MRSA的特性,其最适温度为40oC,最适p H为9.0。CHAPLysZ也属于金属依赖型酶。CHAPLysZ对离子强度高度敏感,与裂解酶相反,随着离子强度的升高,其活性逐渐降低。CHAPLysZ的活性不受牛奶组分NaCl和乳脂肪的影响,在不另外添加NaCl的全脂乳和脱脂乳中均可发挥其裂解活性,减少MRSA的污染。3、金黄色葡萄球菌噬菌体裂解酶在非酸性食品中应用策略的选择。研究了噬菌体裂解酶在不同盐含量肉制品中的杀菌能力,CHAPLysZ（0.4 nmol/cm2）和LysZ（0.4nmol/cm2）可分别用于新鲜猪肉和盐含量高达10%以上的腊肉中,4oC培养2 h均可分别将MRSA从104CFU/cm2降至0 CFU/cm2。在实际应用中针对非酸性食品中的盐含量不同可以根据LysZ和CHAPLysZ对离子强度的敏感性选择不同的抗菌剂控制金黄色葡萄球菌的污染:低盐食品中,可以使用CHAPLysZ,而高盐食品中可以选择LysZ。清除生产环境、设备上的生物膜可以减少食品加工过程中金黄色葡萄球菌的污染。不同的金黄色葡萄球菌菌株生成生物膜的能力各不相同,本文所用七株金黄色葡萄球菌菌株中MRSA 2102生成的生物膜最不易被裂解酶或裂解域清除,其对甲氧西林的MIC高达128μg/m L。CHAPLysZ单独使用或者与甲氧西林联合去除生物膜的能力优于LysZ。0.05 n M CHAPLysZ联合32μg/m L的甲氧西林协同增效可清除约98%以上MRSA 2102形成的生物膜,这可能与裂解域的大小和裂解机理有关。裂解域可以通过生物膜内小孔隙进入生物膜内部,并不需要与细菌细胞壁结合即可发挥裂解作用。4、噬菌体裂解酶与裂解域可用于清除皮肤伤口上的MRSA,减少MRSA的感染,促进伤口愈合,可减少由外伤感染带来的污染引发的食品安全问题。1 nmol/cm2裂解酶LysZ可以促进小鼠伤口的愈合,作用一天可减少大约2.5 Log10 CFU的菌体,而裂解域CHAPLysZ仅减少0.4 Log10 CFU。可能是因为人体细胞液的离子强度较高,裂解酶LysZ更适合于应用于体内减少MRSA的污染。5、合成一种可以与MRSA细胞壁特异性结合的金纳米颗粒Au@PEG@EGFP-CBDz,此材料呈二维三角形状,平均水合粒径为72.32 nm,Zeta电位为-5.08 m V,在808 nm激光辐照下具有良好的光热转化效应,其升温速度和温度与材料浓度及激光功率成正比,此材料具有较好的生物相容性,不影响细胞的活力。在含1×104MRSA的模拟体系中加入50μg/m L金纳米颗粒Au@PEG@EGFP-CBDz分别接受NIR激光（808nm,1 W/cm2）辐照300 s,360 s,和420 s,可以分别使MRSA降低约1.2 Log10CFU,1.6 Log10CFU和3.1 Log10CFU,特异性杀灭MRSA。金纳米颗粒Au@PEG@EGFP-CBDz可作为靶向蛋白特异性结合小鼠肺部感染的MRSA,通过光辐照靶向杀灭MRSA,减少其引起的肺部细菌感染,并减少由MRSA感染带来的炎症反应,促进机体的好转。
陈晨[4]（2021）在《植物挥发性化合物DMNT毒杀小菜蛾的机制解析》文中认为小菜蛾是危害农业生产的主要植食昆虫之一,依靠取食甘蓝、包菜和油菜等蔬菜和作物为生。由于其啃食能力强,繁殖周期短等特性容易造成虫害爆发。现有的防治方式不能满足对小菜蛾绿色防治的要求,开发新型天然抗虫方式显得尤为重要。植物在进化的过程中形成了多种抵御食草昆虫侵食的方式,分泌化合物毒杀食草昆虫是一种重要植物防御手段。先前研究表明植物通过合成萜类化合物DMNT间接抵御害虫的侵食,但DMNT的对昆虫有无直接影响尚未明确。本文以鳞翅目害虫小菜蛾为研究对象,探究植物萜类化合物DMNT对小菜蛾的毒杀作用及其机制。主要结果如下:（1）植物萜烯类化合物DMNT显着影响鳞翅目害虫小菜蛾的生长和繁殖。选择性取食试验发现,超表达PEN1基因的拟南芥植株对小菜蛾具有趋赶效果。根据已有文献报道,超表达PEN1基因的拟南芥植株能够产生大量萜烯类化合物DMNT。DMNT体外试验表明,DMNT对小菜蛾幼虫具有直接趋和毒杀作用。（2）DMNT处理能破坏小菜蛾幼虫肠道。对小菜蛾幼虫进行饥饿或饲喂DMNT发现,食用DMNT的幼虫比处于饥饿中的幼虫出现了较早的死亡,表明幼虫是被DMNT毒杀致死而非饥饿致死。幼虫肠道酶活试验发现,脂肪酶酶活显着下调,表明食用DMNT后幼虫肠道消化能力减弱。“Smurf”试验发现,食用DMNT后肠道发生渗漏的幼虫比例显着增加。体式镜下观察围食膜结构发现,食用DMNT后的幼虫肠道内围食膜结构薄而疏松。幼虫肠道HE染色切片发现,在食用DMNT后,幼虫肠道内围食膜糜烂。透射电镜观察肠道横切面得到类似结果。这些结果表明食用DMNT后幼虫肠道内围食膜遭到破坏。（3）DMNT通过下调小菜蛾肠道Mucin like基因表达破坏围食膜结构。RT-PCR分析发现,食用DMNT后幼虫肠道内围食膜合成基因Mucin的表达量显着下降,表明DMNT能够显着抑制Mucin基因的表达。RNAi试验发现,Mucin沉默后幼虫的存活率、体重和化蛹率显着下调,并且肠道内围食膜变薄。这些结果表明DMNT对围食膜的破坏作用是通过抑制Mucin的表达实现的。（4）DMNT毒杀小菜蛾幼虫需要肠道微生物的参与。抗生素的饲喂试验发现,抗生素对幼虫的生长发育无影响,HE染色切片显示幼虫食用抗生素后肠道内围食膜结构完整,因此小菜蛾幼虫肠道内围食膜的完整性的维持不需要肠道微生物存在。同时饲喂抗生素和DMNT试验发现,与喂食DMNT相比,小菜蛾幼虫的存活率和化蛹率显着上调,且HE染色切片显示同时饲喂DMNT和抗生素的幼虫肠道内围食膜结构仍然破损,这些结果表明DMNT对小菜蛾幼虫的毒杀作用不是围食膜破损本身导致的,而是需要肠道微生物的助攻。同时饲喂DMNT和粪肠球菌的革兰氏染色切片显示,在围食膜结构破坏后,粪肠球菌进入肠道细胞内,表明幼虫的死亡是由于细菌攻击肠壁细胞导致的。（5）DMNT对小菜蛾幼虫肠道菌群稳态有显着影响。16S r DNA测序显示,食用DMNT后幼虫肠道内菌群发生了紊乱:变形菌门和厚壁菌门变化较大,其中厚壁菌门中肠球菌属菌群丰度上调85倍。这些结果表明DMNT能够导致幼虫肠道内菌群紊乱。
赵楠楠[5]（2021）在《蛋白饲料中有机磷酸酯的赋存及其在蛋鸡体内迁移代谢》文中提出有机磷酸酯（organophosphate esters,OPEs）是应用广泛、种类繁多的一类添加型阻燃剂,具有持久性、毒性、生物放大效应。与亲脂性持久性有机污染物不同,OPEs可通过蛋白赋存途径进入动物体。动物饲料是养殖动物的主要食物,动物饲料中的污染物很容易在食物链中生物积累。因此饲料污染可能对动物源性食品的安全造成威胁。目前,环境介质、食品、野生动物和人体中OPEs赋存的报道已较多,但动物饲料中OPEs尚未有报道。本研究以OPEs及代谢物有机磷酸二酯（organophosphate diesters,di-OPEs）为研究对象,以饲料为研究基质。了解OPEs、di-OPEs在动物蛋白饲料中的赋存特征,同时通过养鸡暴露实验,探讨OPEs在鸡体内的代谢过程。为实现以上研究目标,本研究开展了以下研究工作:首先,利用高效液相色谱串联质谱建立8种动植物源饲料中OPEs、di-OPEs的分析方法及蛋鸡组织中OPEs的分析方法。动植物源饲料、蛋鸡组织中各个化合物的相对添加回收率、精密度、准确度良好,满足不同基质中OPEs、di-OPEs分析的要求。其次,我们调查了动物蛋白饲料中OPEs的赋存特征,填补了OPEs在饲料污染研究领域的空白。动植物源饲料均检出OPEs,16种OPEs含量范围为12.6-301 ng/g干重（dry weight,dw）。OPEs浓度由高到低依次为:肉粉、羽毛粉、植物源饲料、血粉。目前植物源饲料是养殖动物暴露于OPEs的重要来源。羽毛粉和植物源饲料中OPEs与灰尘附着有关。动植物源饲料中OPEs同系物分布不同。植物源饲料和血粉中以磷酸三（2-氯丙基）酯为主,肉粉和羽毛粉中以磷酸三（2-氯）乙酯和磷酸三苯基酯为主。动物蛋白饲料中磷酸三正丁基酯和磷酸三异丁基酯具有显着相关性,表明它们有类似的环境行为或污染来源。再次,我们研究了动物蛋白饲料中OPEs主要代谢产物di-OPEs。动植物源饲料中di-OPEs浓度介于1.98-182 ng/g dw之间。肉粉中di-OPEs平均浓度最高（52.1 ng/g dw）,其次是血粉（49.9ng/g dw）、羽毛粉（23.3 ng/g dw）、植物源饲料（18.3 ng/g dw）。动物蛋白饲料中di-OPEs与OPEs的浓度处于同一数量级。肉粉中以邻苯二甲酸二甲酯为主,血粉、羽毛粉和植物源饲料主要是双（1,3-二氯-2-丙基）磷酸。动植物源饲料中di-OPEs/OPEs对的比值通常高于1,表明与母体OPEs相比,di-OPEs转化产物可能同样对动物体OPEs暴露产生贡献。动物蛋白饲料和灰尘样品中某些di-OPEs/OPEs对的比值相似,表明灰尘可能是某些动物蛋白饲料中OPEs的直接外部来源。最后,本研究进行鸡饲喂含磷酸三（2-氯）乙酯（tris（2-chloroethyl）phosphate,TCEP）饲料的暴露研究。在暴露期间,发现肝脏中TCEP水平是蛋黄中的194倍,TCEP在肝脏中有明显的生物富集现象。在清除期间,各组织中TCEP浓度均在17d趋于平稳。肝脏是TCEP主要分布的组织,这可能与肝脏的解毒、代谢、排泄作用相关。
林怡辰[6]（2021）在《重金属在近岸海域海产品中的富集及其影响机制研究》文中研究表明海产品中蛋白质含量丰富,是人类的优质动物蛋白来源。但随着沿海地区工业化和城市化进程的加快,近海环境受到污染,海产品污染问题也日渐突出,其中重金属是主要污染物之一,全国多地已经出现多种海产品重金属超标问题。重金属可以在水环境中稳定存在,继而在生物体内富集,其污染具有高毒性、环境持久性、隐蔽性、生物蓄积性等特征,被认为是危害最严重的污染物之一。本论文旨在研究海产品中重金属的分布、富集、健康风险及在食物链中传递行为与影响因素,主要分为“综合调查-因素分析-机制探索”三个步骤进行。首先,通过洲际尺度的多种类（双壳类、甲壳类、鱼类）海产品中8种常见重金属（Cu、Pb、Zn、Cd、Cr、Hg、As和Ni）综合调研分析全国海产品重金属污染现状与存在的突出问题,预测宏观政策的实施对海产品重金属污染防控的效果。其次,选取代表性双壳类和鱼类作为实验生物,探究影响海产品重金属富集的环境因素、物种因素的作用原理和贝类全养殖周期中重金属含量的动态变化规律。最后,从食物链传递和重金属可脱除形态角度探究不同重金属在海产品中的污染特征和富集规律,为海岸带可持续发展、重金属污染防控和海产品食品安全风险控制提供数据支持和理论依据。主要研究结果包括:（1）全国范围内大尺度且多种类的海产品重金属污染综合评估结果表明,我国近岸海产品重金属分布具有明显的地理差异和种间差异,重金属浓度排序为双壳类>甲壳类>鱼类,其中,双壳类中扇贝的重金属污染状况最严重,鱼类中野生鱼重金属污染程度大于养殖鱼类。我国沿海人群重金属平均每日估计摄入量均小于联合国农粮组织设定的每日最大摄入量阈值,且超过97%的海产品中重金属的非致癌风险指数值低于限制值,说明通常情况下消费者适量摄入海产品不会引起健康风险,但部分海产品存在较高潜在食用健康风险。利用正定矩阵因子分解模型和铅同位素的重金属源解析表明,海产品中重金属的主要来源可能是化石能源（煤炭燃烧和汽车尾气）、海水和冶金粉尘。利用海岸带水-食品-能源系统综合分析表明,宏观政策的实施有助于提高海产品质量。（2）针对综合调查发现的野生鱼肌肉组织中重金属含量高于养殖鱼的结果,采集养殖和野生状态的同种鱼类样品的进一步对比证实。结果表明对于大小体重相似的同种鱼类,野生鱼重金属污染程度显着高于养殖鱼。稳定同位素分析表明同种鱼类的野生样品肌肉中稳定同位素比值均大于养殖鱼,表明野生状态下的鱼营养级层次较高。相关性分析表明,养殖和野生鱼样品重金属综合污染指数值与鱼类营养级和食性呈显着正相关关系,故证明鱼类体内重金属污染水平与鱼类营养级和食性关系极大。因此,养殖环境和自然生境中鱼类不同重金属富集能力受到营养级、食性和生长速率的影响,在近海环境污染的背景下,人工可控条件下的工厂化养殖是控制海产品重金属污染的有效手段。（3）针对综合调查发现的扇贝重金属污染状况严重的结论,进行针对性的研究证实。对黄渤海常见的3种养殖扇贝体内重金属污染状况分析表明,扇贝是Cd的强富集生物,样品Cd超标率为96%。扇贝重金属浓度种间差异较大,栉孔扇贝较海湾扇贝和虾夷扇贝更易积累重金属。不同组织由于生理特征和功能的不同对重金属的富集能力不同:消化腺>鳃>闭壳肌,消化腺是其主要重金属储存器官。空间区域对比发现,扇贝的重金属污染程度排序为渤海>南黄海>北黄海。Cd等痕量有害重金属的积累造成在养殖容许（国家海水质量二类标准）环境中的海产品仍潜在健康风险。因此,物种差异影响海产品重金属富集可以归因于典型物种的特异重金属强富集性和不同亚种间生长速率差异。（4）为了分析扇贝中高浓度Cd的来源与积累过程,选定养殖范围广且生长速度较快的海湾扇贝（Argopectehs irradias）作为移植实验的研究对象,跟踪整个养殖过程中扇贝体内重金属浓度变化,分析各种重金属的主要来源。实验结果表明,移植到近海养殖场后,扇贝体内Cd含量迅速上升并居高不下,扇贝中重金属积累是一个快速富集平衡的过程。在全养殖周期中,扇贝重金属浓度主要受周围环境重金属（海水和海洋悬浮物）浓度变化影响,与生长发育状体无显着相关关系。扇贝中重金属的来源主要为周围海水环境（35.7%）和作为食物的海洋悬浮物（50.7%）。所以,在贝类养殖过程中环境的变化是影响重金属富集的主要因素,贝类通过迅速调节平衡以适应周围环境变化。（5）典型近海经济性海产品生物组成的食物网中,无脊椎动物体内重金属含量与鱼类差异较大,鱼类中主要的污染重金属是As,而无脊椎动物中主要存在重金属Cd含量超标。鱼类样品的重金属污染指数值与营养级呈显着正相关,说明鱼类重金属富集能力受营养级影响较大。在整条食物链上,生物体内Cr和Hg呈现生物放大现象,Ni呈现食物链稀释现象,Cu/Zn/As因为无脊椎动物和鱼类的种间差异呈现的传递规律出现偏差,但As在无脊椎动物呈现了明显的生物放大现象,Zn在鱼类中呈现出生物放大现象。（6）人工海水暂养对整体扇贝软组织中重金属脱除率分别为Hg（55%）>Ni（52%）>Cr（46%）>Cu（45%）>As（44%）>Pb（38%）>Zn（27%）>Cd（20%）,其中Cd的脱除率最低,说明Cd与扇贝机体结合较紧密,进而验证了扇贝是Cd的强富集生物的结论。海水暂养和食用前冲洗均对扇贝中重金属的净化能力有限,尤其是无法有效排出扇贝肌肉组织中的重金属。所以,海产品中的重金属脱除难度较大,污染源控制是提升海产品质量的关键。本论文的创新点如下:（1）综合评估大空间尺度范围内海产品重金属污染状况,利用“水-食品-能源（Water-Food-Energy NEXUS）系统”量化宏观政策在海产品重金属污染控制方面的实施效果,证实“碳中和”策略对于改善近海海产品质量具有重要意义。（2）进行笼养扇贝的全养殖周期跟踪调查,实现了扇贝完整生长过程中体内重金属富集特征的探索,并应用DGT技术探究海水中生物有效性重金属浓度与贝类重金属积累的关系。（3）从典型物种的强富集特性和痕量重金属的食物链放大效应角度,揭示了海产品在养殖容许环境下仍存在典型重金属高富集风险,为海产品食用健康风险评估和安全阈值制定提供依据。
蒋玲玲[7]（2021）在《新型溴系阻燃剂十溴二苯乙烷在土壤系统中的富集转化及毒性效应》文中研究说明十溴二苯乙烷（Decabromodiphenylethane,DBDPE）是一种新型溴系阻燃剂（Novel brominated flame retardants,NBFRs）,大量的生产使用和环境中的高检出率使其环境风险正受到广泛关注。然而,当前关于陆地生态系统中DBDPE的毒性效应知之甚少。本研究探究不同剂量（5、10、20、50和100 mg kg-1）DBDPE暴露在蚯蚓体内的富集转化规律及对土壤系统中生物的毒性效应。主要研究结果如下:（1）DBDPE能够在蚯蚓体内积累且平衡后的富集因子（BAFs）值为0.028-0.213（g.dw,worm g-1·dw,soil）,而蚓粪中DBDPE浓度是蚯蚓体内的2.84-37.95倍。另外,清除过程符合一级动力学模型（R2>0.81）,半衰期（t1/2）介于1.53-2.14 d之间。富集和清除实验表明蚯蚓体内DBDPE的生物积累能力低。通过GC-ENCI-MS分析发现了至少4种脱溴产物,表明DBDPE在蚯蚓体内发生了生物转化。组织病理学及微观结构观察发现DBDPE胁迫导致了蚯蚓皮肤表面收缩、环状肌层萎缩、细胞质浓染及空泡化等不同程度的损伤。（2）DBDPE胁迫下蚯蚓的生长和回避行为没有受到显着的影响,但细胞分子水平指标的响应结果表明DBDPE能够影响蚯蚓的生理生化过程。总体上看,与对照组相比,暴露0-14 d,超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）以及总抗氧化能力（T-AOC）被显着诱导（p<0.05）,MDA变化不明显。但随着暴露时间延长,DBDPE对SOD的诱导作用减弱,T-AOC和CAT被抑制,三者活性均下降,而MDA含量与对照组相比显着增加（p<0.05）。10 mg kg-1DBDPE暴露显着增加了蚯蚓体内ROS含量（p<0.05）且随着暴露浓度的增加ROS含量先增加后稳定。另外,与对照组相比,细胞色素P450（CYP450）和谷胱甘肽转移酶（GST）被显着诱导（p<0.05）,随时间的增加,诱导作用先增加后降低。CYP450对DBDPE胁迫的响应更明显。通过时间/剂量-效应及相关性分析筛选出CYP450、GST、ROS和MDA是比较敏感的指标。（3）在整个暴露期内,微生物量碳（MBC）含量和土壤基础呼吸（SBR）强度普遍高于对照组,而代谢熵（qCO2）随时间延长先增加后下降。另外,脲酶（US）活性总体变化不大,但在28 d高浓度（50和100 mg kg-1）DBDPE抑制了 US活性。与US相比,荧光素二乙酸酯水解酶（FDA）对DBDPE更加敏感,在21 d被显着诱导（p<0.05）,FDA活性增加。此外,暴露60 d后DBDPE胁迫虽未降低微生物群落多样性但改变了其群落结构组成,以变形菌门中γ变形菌纲的变化较大。与对照组相比,不同处理组中γ变形菌纲丰度下降了 8.42-11.56%。
陈新彤[8]（2021）在《海月水母水螅体60Co-γ射线照射模型构建及相关基因的筛选》文中研究说明一、研究背景随着核反应技术、医疗性放射技术的广泛应用以及核工业的快速发展,放射性接触导致的各种健康问题越来越受到关注。在受核污染的海洋中,海洋生物可以通过受污染的食物和水摄取放射性废物,从而使它们直接暴露在体外和体内的核辐射中,通过直接的电离作用和化学作用,以及产生的自由基?OH和?H的间接作用,攻击并破坏核酸、蛋白质以及酶等生物大分子,造成对海洋生物本身及其共生微生物的严重损害,甚至威胁生命。水母（Jellyfish）是多细胞海洋生物中最原始的类群之一,通过两代交替的变态发育完成生命周期,其中浮游的水母体在海洋中自由游动,底栖的水螅体附着在海床上生长。与水母体相比,水螅体可以以无性克隆—出芽生殖的形式维持自身数量的同时,诱导变态发育产生水母体;成熟的水母体可以排放精子,与卵子结合形成受精卵以有性繁殖的形式实现种群数量的进一步增加,因此,水螅体在水母种群数量的维持和扩张上发挥了更为重要的作用。水母这种强大的生殖可塑性赋予其对时空环境变化具有更为快速反应和适应的能力,从而使得水母能在数百万其他物种灭绝、长达5～6亿年的生物进化过程中经久不息,并成长为分布最为广泛的海洋生物之一。钵水母纲的海月水母（Aurita sp.）是世界各大海域最为常见、分布最广泛的代表性水母种类。不仅如此,海月水母还是最早实现人工饲养和繁殖、最早解析基因组以及研究最多也是最为深入的水母物种,从水螅体的出芽生殖到水母体的变态发育等都受到了科学家们的广泛关注。可以说海月水母是一种海洋低等多细胞无脊椎动物的代表,尤其是其水螅体正逐渐成长为研究海洋生物海洋环境适应性的理想模式生物。当面临核污染如沿海核泄漏事故时,由于放射性废物沉积,核电站附近海域底栖的海月水母水螅体将比浮游的水母体受到更多的辐射污染,从而可能导致其变态发育过程的异常而影响水母体种群的数量与质量。由于水母体可以自由游动,这也可能造成以水母为载体进一步的次级海洋核辐射污染。就核辐射相关的医学研究而言,以海月水母水螅体为海洋低等模式动物,分析核辐射导致水母水螅体的损伤效应并分析其与哺乳动物的差异,这将会从进化的角度对核辐射损伤的新机理阐述、新靶点发现以及新干预策略研究提供重要参考。因此,本论文以海月水母亚种Aurelia coerulea水螅体为对象,在自主构建的A.coerulea水螅体实验室饲养和观察体系的基础上,采用近年来兴起的大数据组学技术,同步研究了60Co-γ射线对海月水母水螅体及其共附生微生物的损伤效应,这将对海洋核辐射污染对海洋低等多细胞生物的影响,以及以海洋低等多细胞生物为参照,挖掘新的核辐射损伤新机理、新靶点以及新干预策略具有重要意义。二、研究内容1.A.coerulea及其水螅体的鉴定以及水螅体实验室微观饲养体系的构建。2.A.coerulea水螅体60Co-γ射线照射损伤模型构建与评价,基于转录组学分析筛选A.coerulea水螅体辐射损伤相关的关键分子与通路,A.coerulea水螅体辐射损伤相关分子对哺乳动物293T细胞辐射损伤的影响。3.60Co-γ射线对A.coerulea水螅体共生菌的影响。三、研究方法（一）A.coerulea及其水螅体的鉴定以及水螅体实验室微观饲养体系的构建1.A.coerulea及其水螅体的物种鉴定及分析从A.coerulea及其水螅体转录组测序数据中筛选所有注释结果为细胞色素C氧化酶亚基I的基因序列,并通过Blastn和Blastx与NCBI核酸数据库进行比对,找到相似性最大的物种,即为鉴定结果。使用Bio Edit对筛选出来的两条序列与相似度最高的核酸和蛋白序列进行比对分析。使用MEGA7构建进化树。2.A.coerulea水螅体微观饲养体系的建立本部分研究水螅体均使用培养皿和六孔板在盐度为3%的人工海水和20℃生化培养箱中进行恒温培养。主要包括人工海水的准备、饵料卤虫的准备、A.coerulea水螅体的转移、A.coerulea水螅体的附着、A.coerulea水螅体的喂食、更换新鲜人工海水、以及传代养殖七个步骤。（二）60Co-γ射线对A.coerulea水螅体的损伤效应及相关基因筛选1.A.coerulea水螅体60Co-γ射线照射损伤模型构建与评价通过0～1000 Gy 60Co-γ射线照射构建A.coerulea水螅体辐射损伤剂量-效应模型。进一步通过A.coerulea水螅体辐射损伤剂量效应关系统计、水螅体的触手伸展状态等生物效应观察、以及超氧化物歧化酶（SOD）、谷胱甘肽过氧化物酶（GSH-Px）、丙二醛（MDA）、过氧化氢酶（CAT）、总抗氧化能力（T-AOC）等氧化还原酶系酶活力的测定、病理学检查等对模型进行完整的评价。2.基于转录组学分析并筛选辐射损伤相关的关键分子与通路收集900 Gy 60Co-γ射线照射后和不照射的水螅体样品,提取RNA后委托杭州联川生物公司使用Illumina Hi Seq4000测序仪进行转录组测序及注释分析。基于转录组测序的结果,对照射后水螅体的差异表达基因进行NR和Swiss-prot注释、GO和KEGG通路富集分析并筛选潜在的关键差异分子。通过SWISS-MODEL、RCSB PDB和NCBI BLAST等分析网站及软件,将损伤相关基因与其人类同源序列进行比对,找出其中的差异片段,核心片段等,模拟构建这些分子的3D结构,对其进行结构分析,并初步了解其可能具有的生物学功能。3.A.coerulea水螅体辐射损伤相关分子对哺乳动物293T细胞辐射损伤的影响通过RT-q PCR验证转录组测序的准确性,PCR扩增关键分子全长后通过分子生物学方法构建包含辐射损伤相关关键分子的过表达质粒,菌液PCR以及Sanger测序检查扩增基因的正确性。经大肠杆菌扩增后,抽提目的质粒,使用脂质体转染法导入哺乳动物293T细胞中,使用绿色荧光标记、PCR、Western Blot进行表达验证。对在哺乳动物细胞中成功表达蛋白的基因进行60Co-γ辐射照射实验,使用CCK8法检测细胞活力、流式检测细胞凋亡等初步探索目标分子在哺乳动物细胞辐射损伤的影响。（三）60Co-γ射线对A.coerulea水螅体共生菌的影响收集A.coerulea四部分伞盖、触手、口腕和胃囊以及水螅体照射前和900 Gy 60Co-γ射线照射后不同时间点（照射后（2 h以内）、照射后1、3、5天）的样品（共5个组）,提取DNA,进行16S r RNA基因测序。序列数据分析主要使用QIIME和R包（v3.2.0）。基于高质量序列的PICRUSt 2（KEGG PATHWAY数据库）预测微生物功能。通过以上方法比较分析A.coerulea及其水螅体的共生菌群,以及60Co-γ辐射对水螅体菌群的影响。四、研究结果（一）海月水母及其水螅体的鉴定以及水螅体实验室微观饲养体系的构建1.海月水母、水螅体的物种鉴定及分析我们在实验室中观察了海月水母的变态发育过程,主要包括水螅体,横裂体,碟状体,和水母体四个发育阶段,这与传统的海月水母属的变态发育过程一致,并且实验室诱导的成体水母的外形特征与海月水母属一致,可初步判断我们研究使用的动物属于海月水母属。在分子层面,我们从海月水母及其水螅体的转录组中各自成功筛选到注释为水母的COI保守基因TRINITY＿DN16912＿c0＿g3和TRINITY＿DN11321＿c3＿g4。将这两条序列与在线工具Blastn和Blastx中NR数据库进行比对,结果显示与这两条序列最接近的COI基因均来自于物种A.coerulea,相似度分别为98.90%,98.95%和99.03%,99.21%。因此,我们通过变态发育、形态学和基因分子水平的分析最终明确了实验室的海月水母及其水螅体的品系为A.coerulea,为海月水母属（Aurelia sp.）的一个亚种。2.A.coerulea水螅体微观饲养体系的建立我们成功在实验室构建了A.coerulea水螅体的微观饲养体系,具体包括配制盐度为2.8～3.2%的人工海水;A.coerulea水螅体饵料准备（丰年虾卵的孵化）;将A.coerulea水螅体从波纹板转移至六孔板（每孔5～10只）或培养皿（每皿20～30只）加盖记录种植日期后放入20℃生化培养箱;一周内不喂食不换水使A.coerulea水螅体附着在板/皿底;附着后A.coerulea水螅体每2天正常喂食一次;喂食2 h后更换新鲜人工海水;以及水螅体长满后需进行传代培养七个步骤。目前该方法申请一项国内发明专利,正在实审阶段。（二）60Co-γ射线对A.coerulea水螅体的损伤效应及相关基因筛选1.A.coerulea水螅体具有明显的γ射线辐射耐受性A.coerulea水螅体在0～900 Gy 60Co-γ射线照射后,其活力呈现出明显的剂量-抑制效应关系,并且在5天内可以恢复正常;当剂量>900 Gy后,逐渐出现水螅体在一周内死亡的现象,并在>1,000 Gy后死亡率达到100%,海月水母水螅体表现出明显的辐射耐受性。选择900 Gy,剂量率为9 Gy/min,构建海月水母水螅体60Co-γ辐射剂量-损伤效应模型。HE染色结果显示,尽管900 Gy已经出现明显症状和生化变化,但其主要微观结构并未发生明显改变。氧化还原酶系活力测定则发现60Co-γ射线照射后24 h内水螅体的SOD,CAT,GSH-Px以及T-AOC都呈现先降低后升高的趋势,这可能与机体早期清除辐射产生的ROS而被大量消耗以及后期机体反馈性增高有关。2.基于转录组学分析筛选辐射损伤相关的关键分子与通路通过Illumina测序共获得52,759,915个碱基,去除接头和低质量序列后,共获得42,684,781条（96.98%）clean reads。使用Trinity软件组装得到72,678个转录本。辐射组与对照组比较发现2,748个基因上调以及3,361下调基因。另外,分析KEGG通路与GO注释发现,与哺乳动物辐射损伤常见的TLR、NF-кB以及MAPK等信号通路不同,而内吞作用、线粒体自噬、蛋白质的加工与合成、氧化磷酸化等与维持正常生命活动的重要通路在照射后的水螅体中均发生上调。核酸切除修复,转录调控,核酸结合等与DNA、RNA合成等通路下调。进一步从差异上调的分中筛选出46个辐射损伤相关分子,28个分子目前没有注释,在有注释的分子中SQSTM1和HSPA8分子在辐射后的变化最大,表达量为2,538.01和986.18,log2FC为6.52和6.11。3.A.coerulea水螅体辐射损伤相关分子对哺乳动物细胞辐射损伤的影响以筛选出来的46个辐射损伤相关上调表达的差异基因为对象,首先成功构建辐射后上调的前10个基因中的Adtrack-a1-Flag,Adtrack-SQSTM1-Flag,Adtrack-Maf A-Flag,Adtrack-a4-Flag,Adtrack-a10-Flag质粒。经大肠杆菌扩增后,抽提质粒,使用脂质体转染导入哺乳动物293T细胞中,使用绿色荧光标记、PCR、Western Blot进行表达验证后发现,其中Adtrack-a1-Flag,Adtrack-Maf A-Flag,和Adtrack-a10-Flag成功表达出了目的蛋白,进一步研究发现过表达Maf A,和a10可以在一定程度上减少辐射后293T细胞晚期凋亡的比例。（三）60Co-γ射线对A.coerulea水螅体共生菌的影响我们的结果表明,变形菌门（76.19±3.24%）、软壁菌门（12.93±3.20%）和厚壁菌门（8.33±1.06%）是A.coerulea中最丰富的菌群,而变形菌门（29.49±2.29%）、厚壁菌门（46.25±5.59%）,拟杆菌门（20.16±2.65%）居水螅体的前三位。60Co-γ射线照射后5天内,A.coerulea水螅体的变形菌门从29.49±2.29%增加到59.40±3.09%,而厚壁菌门则从46.25±5.59%下降到13.58±3.74%。在科分类等级上,γ变形菌纲在辐射后5天内持续增加,杆菌先减少,随后部分恢复,而α-变形杆菌纲和黄杆菌科几乎不变。五、结论1.成功构建了稳定的A.coerulea水螅体实验室微观饲养体系。2.A.coerulea水螅体对60Co-γ射线照射具有明显的剂量-损伤效应关系,表现出较大的60Co-γ辐射耐受性。采用900 Gy,剂量率为9 Gy/min成功构建了稳定的A.coerulea水螅体辐射损伤剂量-损伤效应模型。3.照射后24 h内A.coerulea水螅体抗氧化酶系（SOD,CAT,GSH-Px和T-AOC）先下降后自我恢复的过程表明,A.coerulea水螅体γ射线耐受性可能与体内强大的氧化防御系统有关。4.与哺乳动物辐射损伤发挥响应经典的TLR、NF-k B以及MAPK等信号通路不同,辐射后A.coerulea水螅体富集上调的GO功能注释与KEGG信号通路主要与内吞作用、线粒体自噬、蛋白质的加工与合成、氧化磷酸化等与维持正常生命活动的重要通路有关。提示A.coerulea水螅体对辐射损伤的应答反应与哺乳动物存在明显的差异,为哺乳动物辐射损伤新机理新靶点的发现提供新的参考。5.A.coerulea水螅体损伤相关的差异基因Maf A和a10等的过表达可以减少辐射后293T细胞晚期凋亡的比例,提示A.coerulea水螅体照射后的部分效应分子在一定程度上具有发挥辐射防护作用的潜力。6.60Co-γ射线辐射后A.coerulea水螅体体内共附生微生物的动态变化与再分配过程可能是A.coerulea水螅体机体对包括辐射在内的外界环境干扰适应的重要机制,有助于A.coerulea水螅体等海洋低等多细胞无脊椎动物对外界环境的耐受和适应。
李其沛[9]（2021）在《大型海藻与贻贝对微塑料的负载、转运与清除特征》文中研究指明微塑料（Microplastic,尺寸<5 mm）作为一种新兴环境污染物日益受到全世界的密切关注。近年来,微塑料在海洋环境介质中的分布与污染特征已经被广泛报道。微塑料可以在生物体内富集并产生毒性效应,进而对生态环境和人类健康带来潜在的危害。虽然前期已有研究显示微塑料在海洋食物网各个营养级生物体内都有检出,但微塑料在生物体内的负载、转运与清除特征仍有待进一步研究。为此,本论文选取了两类与人类健康密切相关的典型海洋生物（大型海藻与贻贝）作为研究对象,采用野外调查、室内分析与模拟实验相结合的研究方法,调查了大型海藻及其相关海藻产品中微塑料污染特征,同时也探究了微塑料在贻贝体内的动力学过程以及可能存在的新摄入途径。首先,本论文选取了我国沿海海滩上常见的5种大型海藻（龙须菜、角叉菜、石莼、浒苔与海带）进行调查。结果表明大型海藻对不同尺寸组的塑料垃圾（大塑料,25 mm–1 m;中塑料,5–25 mm;微塑料,1μm–5 mm）存在5种负载方式,包括缠绕、包裹、粘附、嵌入和附生生物截留,这暗示海岸带环境中海洋植物对塑料垃圾具有复杂多样的负载方式。另外,基于非消解方法观察到的海藻样本内大塑料丰度的变化范围为0–201.5个/千克干重,中塑料丰度的变化范围为0–1178个/千克干重,微塑料丰度的变化范围为0–355.6个/千克干重。在检出的塑料中,形状上以纤维（52.2%）为主,尺寸主要为1-5 mm（39.6%）,化学组分以聚苯乙烯（36.5%）居多。而基于消解方法检测到的海藻样本内中塑料丰度的变化范围为0–888.9个/千克干重,微塑料丰度的变化范围为148.1–5889个/千克干重。在检出的塑料中,形状上以纤维（71.5%）为主,尺寸主要为1-5 mm（52.0%）,化学组分以聚酯类（29.3%）为主。相似性和主成分分析结果则暗示环境因子对大型海藻负载塑料特征变量的分布有显着的影响。其次,为进一步调查微塑料在主要市售海藻产品中的污染特征,本论文对市场上产销量较大的四种海藻产品（干紫菜、干海带、干龙须菜与干石花菜）进行了微塑料的分离、观察与鉴定。结果表明所调查的39个品牌商业包装海藻产品中有38个品牌（检出率97.4%）检测出微塑料。四种海藻产品中微塑料丰度的变化范围为330–3000个/千克干重,其中干紫菜中微塑料丰度的均值最高,为1800±700个/千克干重。通过比较分析紫菜商业包装产品与其工厂加工的中间产品中微塑料污染特征,结果表明随着紫菜产品加工过程的推进,大尺寸微塑料（1-5 mm）的占比会逐渐增高（从33.2%升至53.3%）。相较于商业包装的紫菜产品,工厂加工紫菜产品中聚丙烯、聚乙烯和聚（乙烯-丙烯）共聚物的占比增高（从4.8%升至34.9%）,而聚酯类的占比则降低（从19.3%降至10.5%）。结合紫菜的野外调查和室内模拟实验结果表明,紫菜产品中微塑料丰度和化学组成与其周边环境中的微塑料含量和聚合物类型紧密相关。此外,通过室内模拟凉热水浸泡四种海藻干制品后比较不同水温对其负载微塑料的清除特征,结果暗示采用不同的烹调处理方式可能会改变海藻食品中微塑料的污染程度,从而对人体健康构成不同等级的危险。再次,为探索海洋动物对微塑料吸收与清除的动力学过程特征,本论文利用贻贝分别开展了野外现场转移实验和室内微塑料暴露后再转移至平台与室内同步清除实验。首先本文对贻贝从枸杞岛（开阔海区）转移至象山湾（近陆内港）期间贻贝体内与其周边海水中微塑料污染状况进行了跟踪监测。结果显示虽然水样与贻贝样中微塑料的主要形态均为纤维（77.4–88.9%）,最常见的聚合物均为聚酯类（25–32.9%）。但是,两者的微塑料尺寸分布差异显着,水样中微塑料以尺寸1.0–2.0mm（29.2%）为主,而贻贝样中微塑料以尺寸<0.5 mm（40.4%）为主。这表明相较于周边海水,贻贝体内更容易富集小尺寸的微塑料。然后,本文对短期暴露与短期清除及短期暴露与长期清除期间贻贝体内聚酯类微纤维的分布特征进行了组织器官分析。结果显示短期的室内和平台清除（3天）对贻贝鳃组织和消化道中累积的聚酯类微纤维清除效率差异显着（鳃组织清除率:87–100%;消化道清除率:3–83%）。只有经过长期的平台清除（30天）后,贻贝消化道中富集的聚酯类微纤维可以被完全排出（清除率:～99%）。这表明贻贝对吸收的聚酯类微纤维的清除时间和清除率具有明显的组织差异性。另外,室内暴露实验结果显示当微纤维的暴露浓度在1000根/L以上时,相较于贻贝的鳃组织,贻贝消化道中更容易富集聚酯类和聚丙烯腈、尺寸区间为500–1000μm以及表面具有老化特征的微纤维。这进一步表明贻贝对不同类型塑料微纤维的摄入也具有组织差异性特点。最后,为进一步探索微塑料进入海洋动物体的途径,本论文选取贻贝分泌到体外的生物聚合物足丝为研究对象,通过野外调查结合室内模拟的方式探究了贻贝足丝上的微塑料污染特征。野外调查结果显示贻贝足丝中普遍存在微塑料污染,其微塑料的丰度范围为0.85–1.02个/个体,3.69–9.16个/克足丝。室内模拟使用三种已知类型的微塑料材料（聚苯乙烯微球、聚酰胺碎片与聚酯类纤维）对贻贝新生的足丝进行了暴露实验。结果显示微塑料不仅可以粘附于足丝表面而且还可以渗入足丝内部,如10μm的聚苯乙烯微球糅合进入新生的贻贝足丝中。这个发现表明除了已有研究普遍认为的海洋动物通过摄食方式摄入微塑料之外,微塑料还可以通过非摄食方式富集于动物的组织与器官中。综上所述,本论文阐明了大型海藻对塑料垃圾特别是微塑料的负载方式是复杂多样的,揭示了海藻产品中微塑料污染的普遍性和潜在的健康风险;揭示了贻贝不同组织器官对微塑料的吸收与清除特征,发现了微塑料从体外进入动物体内的新途径;归纳和探讨了海洋植物与动物对微塑料摄入量、负载方式以及转运特征的相似性与差异性。本论文为今后探索微塑料的生态毒理效应提供了新认识,为微塑料的生态和健康风险评估提供了科学依据。
李金[10]（2021）在《有机滤光剂在高原河流水生食物网的累积、传递及毒理效应》文中进行了进一步梳理近年来,由于人们的防紫外辐射意识的提高,使得防晒产品的需量迅速增长,而有机滤光剂（Organic UV Filters,简称UV-Fs）作为防晒产品中的重要活性组成成分,也使其成为了一类重要的新兴污染物。UV-Fs除了广泛应用于个人护理产品中外,也广泛的添加在工业产品之中,如塑料、油漆、纺织品等,以免它们受到光照而快速降解。目前,UV-Fs已广泛从地表水、沉积物、室内灰尘甚至在生物体内检出。然而,对于UV-Fs在高原水生食物网的累积、传递效应及生态毒理效应的研究还有待深入。本文结合野外采样观测和实验室模拟方法,研究了UV-Fs在雅鲁藏布江水生食物网上的累积、传递规律和潜在的健康风险,分析了典型UV-Fs在鲫鱼体内的组织分布规律和生物标志物响应,以期为高原河流新兴污染物的风险管理提供科学依据。（1）以雅鲁藏布江-尼洋河汇流处上下游为研究区域,测定了9种水生生物体内8种UV-Fs的浓度,平均浓度范围为ND～1241.07 ng/g dw,生物累积性由大到小依次为浮游生物、底栖生物、鱼类。在不同鱼类中,肉食性鱼类的累积浓度大于以藻类碎屑食性及杂食性为主的鱼类;从鱼类不同组织污染水平来看,肝脏中浓度最高,肠中最低。另外,在鱼卵中也检出了多种UV-Fs。甲氧基肉桂酸乙基己酯（EHMC）在浮游生物及底栖生物中生物累积因子（BAF）值均大于5000 L/kg,具有较高的生物累积风险;2-氰基-3,3-二苯基丙烯酸异辛酯（OC）在浮游生物中BAF值大于5000 L/kg,具有较高的生物累积风险。检出的UV-Fs在底栖生物中的生物-沉积物累积因子（BSAF）均小于1,表明底栖生物从沉积物摄入UV-Fs的生物有效性比较低。（2）采用碳氮稳定同位素技术构建了以浮游生物-底栖生物-鱼类的雅江食物网,研究了野外生物体内检出率较高的3种UV-Fs（二苯酮-3（BP3）、OC、EHMC）在雅江水生生物食物网中的传递效应,结果表明均没有产生生物放大效应,而是产生了生物稀释效应。评价了人们通过食用江鱼类摄入UV-Fs的膳食健康风险,其健康风险熵值（HQs）远小于1,表明该区域的UV-Fs不会对人体产生健康风险。（3）根据野外实验的结果,以BP3作为典型UV-Fs,采用天然河水和除氯自来水添加的方法,研究了不同暴露介质下BP3在鲫鱼体内的组织分布规律、生物富集效应及生物标志物响应。结果显示,在两种不同的暴露介质下,BP3在鲫鱼组织中的累积规律分别为:在除氯自来水中浓度大小依次为肾脏、脑、鳃、肝脏、肌肉;在雅江天然水中浓度大小依次为肝脏、肾脏、鳃、肌肉、脑。两种不同介质中,BP3在鲫鱼各组织中的最高生物富集因子（BCF）值与水体暴露浓度均呈现负相关性,在两种介质中的最大BCF分别为1.65和5.89,表明在在低浓度的天然水体中BP3的生物富集潜力更高。鲫鱼脑、肝、肾中超氧化物歧化酶（SOD）和过氧化氢酶（CAT）的活性及丙二醛（MDA）的含量在两种暴露介质中均被显着诱导;在天然水组中鲫鱼体内的MDA含量均低于自来水纯暴露组,表明生物体内的代谢和氧化应激均收到了影响,同样,天然水组中鲫鱼体内代谢酶乙氧基异恶唑-O-脱烷基酶（EROD）的活性略低于纯BP3自来水纯暴露组;而代谢酶GST的活性在天然水中反而高于自来水纯暴露组,并且在中间浓度（1μg/L）下诱导最显着。
二、清除体内污染的食物（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、清除体内污染的食物（论文提纲范文）
（1）有机磷系阻燃剂在珠江三角洲几类典型动物中的富集与传递（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 有机磷系阻燃剂(PFRs)概述 |
| 1.2 生物样中PFRs分析方法的研究 |
| 1.2.1 前处理方法 |
| 1.2.2 仪器分析 |
| 1.3 生物体中PFRs的污染现状 |
| 1.3.1 水生食物网较低营养级生物中的PFRs |
| 1.3.2 鱼类中的PFRs |
| 1.3.3 高营养级动物中的PFRs |
| 1.4 PFRs的生物富集研究 |
| 1.4.1 PFRs的生物富集因子 |
| 1.4.2 PFRs的生物放大/食物链放大 |
| 1.5 PFRs的生物代谢 |
| 1.5.1 氯代PFRs |
| 1.5.2 烷基类PFRs |
| 1.5.3 芳基类PFRs |
| 1.5.4 野外PFRs生物代谢研究 |
| 1.6 PFRs的生物毒性和人体暴露研究 |
| 1.6.1 PFRs的生物毒性 |
| 1.6.2 PFRs的人体暴露评估 |
| 1.7 研究目的、意义和内容 |
| 1.7.1 研究目的和意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 第2章 PFRs与 PFRs代谢产物的实验分析方法 |
| 2.1 高脂肪大样本量中PFRs分析方法的建立 |
| 2.1.1 方法步骤 |
| 2.1.2 实验参数优化 |
| 2.1.3 与传统层析色谱柱法的比较 |
| 2.1.4 方法验证及应用 |
| 2.2 小样本量中PFRs及其代谢产物分析方法 |
| 2.2.1 小样本量中PFRs分析方法 |
| 2.2.2 PFRs代谢产物分析方法 |
| 2.3 仪器分析 |
| 2.4 质量保证与质量控制 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 珠江三角洲河流淡水鱼中PFRs的区域分布与种间差异 |
| 3.1 样品采集和分析 |
| 3.1.1 样品采集 |
| 3.1.2 样品分析 |
| 3.2 淡水鱼中PFRs的浓度 |
| 3.3 淡水鱼中PFRs的组成 |
| 3.4 空间分布 |
| 3.5 种间差异 |
| 3.6 饮食暴露评估 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 PFRs在水生动物中的富集与子代传递 |
| 4.1 样品采集和分析 |
| 4.1.1 样品采集 |
| 4.1.2 样品分析 |
| 4.1.3 稳定碳、氮同位素分析 |
| 4.2 PFRs的浓度和组成 |
| 4.3 PFRs在鱼体中的组织分布 |
| 4.4 生物代谢 |
| 4.5 生物富集因子 |
| 4.6 生物放大与食物链传递 |
| 4.7 PFRs在中国水蛇中的子代传递 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 PFRs在两栖蛙类和昆虫中的富集与子代传递 |
| 5.1 样品采集和分析 |
| 5.1.1 样品采集 |
| 5.1.2 样品分析 |
| 5.2 蛙类中的PFRs |
| 5.2.1 浓度和组成 |
| 5.2.2 组织分布 |
| 5.2.3 性别差异与种间差异 |
| 5.2.4 污染物浓度与生理参数的关系 |
| 5.2.5 子代传递 |
| 5.3 昆虫中的PFRs |
| 5.3.1 浓度和组成 |
| 5.3.2 生物放大 |
| 5.3.3 变态发育对PFRs在昆虫体内富集的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点与不足 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 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 |
（2）铬在鱼体内的累积分布规律及健康风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1 前言 |
| 2 重金属污染概述 |
| 2.1 重金属的定义及分类 |
| 2.2 重金属的来源及危害 |
| 2.3 水环境中重金属的污染现状 |
| 2.4 重金属对水生态系统的影响 |
| 3 重金属在鱼体内的累积及清除规律 |
| 3.1 鱼体对重金属的吸收 |
| 3.2 鱼体对重金属的清除 |
| 3.3 重金属在水生生物体内的富集模型 |
| 4 重金属的健康风险评估分析 |
| 4.1 风险评估的流程 |
| 4.2 鱼类中重金属的膳食暴露与健康风险评估 |
| 5 铬污染概述 |
| 5.1 铬的理化性质及其来源 |
| 5.2 水环境中铬的存在形式 |
| 5.3 水环境中铬的污染现状 |
| 5.4 铬的生物学效应 |
| 5.5 鱼体内铬的研究现状 |
| 6 本研究的目的和意义 |
| 第二章 巢湖中重金属污染状况的调查研究—鱼类中典型重金属污染物的确定 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概述及样品采集 |
| 2.2 主要试剂及仪器设备 |
| 2.3 重金属测定方法 |
| 2.4 重金属污染评价 |
| 2.4.1 单因子污染指数 |
| 2.4.2 综合污染指数 |
| 2.4.3 潜在生态危害指数 |
| 2.5 健康风险评估 |
| 2.5.1 非致癌风险 |
| 2.5.2 致癌风险 |
| 2.6 统计学分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 水中的重金属含量 |
| 3.2 底泥中的重金属含量 |
| 3.2.1 不同位点底泥中的重金属含量 |
| 3.2.2 底泥中重金属的相关性分析 |
| 3.2.3 底泥中重金属的主成分分析 |
| 3.2.4 底泥中重金属的生态危害评价 |
| 3.3 鱼的不同组织中的重金属含量 |
| 3.4 鱼组织中的重金属含量与水和底泥中重金属含量的相关性 |
| 3.5 鱼肉中重金属的健康风险评估 |
| 3.5.1 鱼肉的污染程度 |
| 3.5.2 非致癌风险 |
| 3.5.3 致癌风险 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第三章 以鲫为模型研究典型重金属污染物铬在鱼类不同组织中的分布特征及代谢规律 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 主要试剂及仪器设备 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.3 样品的采集 |
| 2.4 样品前处理及Cr含量的测定 |
| 2.5 代谢动力学分析 |
| 2.6 累积因子和清除率 |
| 2.7 健康风险评估 |
| 2.7.1 非致癌风险 |
| 2.7.2 致癌风险 |
| 2.8 统计学分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 肌肉及鱼头中的Cr含量 |
| 3.2 其它组织中的Cr含量 |
| 3.3 Cr在各组织中的动力学参数 |
| 3.4 Cr在各组织中的相对分布 |
| 3.5 健康风险评估 |
| 3.5.1 非致癌风险 |
| 3.5.2 致癌风险 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第四章 铬在鱼类主要可食用部位的累积分布规律及健康风险评估 |
| 第一节 铬在常见市售鱼类肌肉及鱼头中的分布特征及健康风险评估 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 样品的采集 |
| 2.2 样品前处理及Cr含量的测定 |
| 2.3 健康风险评估 |
| 2.3.1 非致癌风险 |
| 2.3.2 致癌风险 |
| 2.4 统计学分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同鱼类肌肉及鱼头中的Cr含量 |
| 3.2 健康风险评估 |
| 3.2.1 非致癌风险 |
| 3.2.2 致癌风险 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第二节 以鳙为模型研究铬在鱼类肌肉及鱼头中的累积分布差异 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验设计 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.3 样品前处理及Cr含量的测定 |
| 2.4 累积因子及清除率 |
| 2.5 健康风险评估 |
| 2.5.1 非致癌风险 |
| 2.5.2 致癌风险 |
| 2.6 组织中脂肪含量的测定 |
| 2.7 组织中脂肪和非脂部分的分离 |
| 2.8 油对Cr的吸收 |
| 2.9 统计学分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 肌肉及鱼头中的Cr含量 |
| 3.2 累积因子及清除率 |
| 3.3 健康风险评估 |
| 3.3.1 非致癌风险 |
| 3.3.2 致癌风险 |
| 3.4 组织中脂肪含量与Cr含量的相关性 |
| 3.5 脂肪与非脂肪部分的Cr含量 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第三节 以鳙为模型研究铬在鱼头不同部位中的分布特征 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验设计 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.3 样品的前处理及Cr含量的测定 |
| 2.4 健康风险评估 |
| 2.4.1 非致癌风险 |
| 2.4.2 致癌风险 |
| 2.5 统计学分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 肌肉及鱼头中的Cr含量 |
| 3.2 鱼头不同部位的Cr含量 |
| 3.3 健康风险评估 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第五章 全文总结与展望 |
| 1 总结 |
| 2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（3）金黄色葡萄球菌噬菌体裂解酶及其结构域的制备与功能特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 中英文缩略语对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 金黄色葡萄球菌概述 |
| 1.1.1 金黄色葡萄球菌生物学特征 |
| 1.1.2 金黄色葡萄球菌肠毒素及危害 |
| 1.1.3 金黄色葡萄球菌生物膜及危害 |
| 1.2 噬菌体及噬菌体裂解酶 |
| 1.2.1 噬菌体 |
| 1.2.2 噬菌体裂解酶 |
| 1.3 立题背景及研究意义 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 第二章 金黄色葡萄球菌噬菌体的筛选及其裂解酶的功能特性研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料与设备 |
| 2.2.1 菌株与质粒 |
| 2.2.2 主要试剂 |
| 2.2.3 试剂配制 |
| 2.2.4 主要仪器与设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 金黄色葡萄球菌噬菌体的筛选及鉴定 |
| 2.3.2 噬菌体裂解酶LysZ的原核表达 |
| 2.3.3 金黄色葡萄球菌抗生素敏感性试验 |
| 2.3.4 金黄色葡萄球菌菌悬液的制备 |
| 2.3.5 裂解酶LysZ酶活的测定 |
| 2.3.6 裂解酶LysZ最适温度的研究 |
| 2.3.7 裂解酶LysZ最适pH的研究 |
| 2.3.8 金属离子对裂解酶LysZ裂解活性的影响 |
| 2.3.9 离子强度对裂解酶LysZ裂解活性的影响 |
| 2.3.10 牛奶组分对裂解酶LysZ裂解活性的影响 |
| 2.3.11 牛奶体系中裂解酶LysZ的裂解活性 |
| 2.3.12 统计学分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 噬菌体的筛选 |
| 2.4.2 重组质粒p ET15b-LysZ的构建 |
| 2.4.3 裂解酶LysZ的表达及纯化 |
| 2.4.4 裂解酶LysZ的酶学性质 |
| 2.4.5 离子强度对裂解酶LysZ活性的影响 |
| 2.4.6 裂解酶LysZ在牛奶中的应用研究 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 噬菌体裂解酶结合域和裂解域的制备与功能特性研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与设备 |
| 3.2.1 实验原料与主要试剂 |
| 3.2.2 主要仪器与设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 重组质粒pET28a-EGFP-CBDz的构建 |
| 3.3.2 结合域EGFP-CBDz的表达与纯化 |
| 3.3.3 结合域EGFP-CBDz与金黄色葡萄球菌结合 |
| 3.3.4 温度对结合域EGFP-CBDz与金黄色葡萄球菌结合的影响 |
| 3.3.5 pH对结合域EGFP-CBDz与金黄色葡萄球菌结合的影响 |
| 3.3.6 离子强度对结合域EGFP-CBDz与金黄色葡萄球菌结合的影响 |
| 3.3.7 牛奶体系中结合域EGFP-CBDz与金黄色葡萄球菌结合研究 |
| 3.3.8 重组质粒pET28a-CHAP的构建 |
| 3.3.9 裂解域CHAP_(LysZ)的表达纯化 |
| 3.3.10 裂解域CHAP_(LysZ)的裂解活性检测 |
| 3.3.11 裂解域CHAP_(LysZ)的酶学性质测定 |
| 3.3.12 裂解域CHAP_(LysZ)温度稳定性的研究 |
| 3.3.13 牛奶组分对裂解域CHAP_(LysZ)活性的影响及其在牛奶中的应用 |
| 3.3.14 统计学分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 结合域EGFP-CBDz酶学性质研究 |
| 3.4.2 基于牛奶体系中裂解酶结合域与MRSA的结合能力评价 |
| 3.4.3 重组质粒pET28a-CHAP的构建 |
| 3.4.4 裂解域CHAP_(LysZ)的表达纯化 |
| 3.4.5 裂解域CHAP_(LysZ)的酶学性质 |
| 3.4.6 基于牛奶体系中裂解域CHAP_(LysZ)控制MRSA污染能力评价 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 噬菌体裂解酶及其裂解域在肉制品杀菌中应用 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料与设备 |
| 4.2.1 实验原料与主要试剂 |
| 4.2.2 主要仪器与设备 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 裂解酶LysZ和裂解域CHAP_(LysZ)对猪肉和腊肉的MRSA污染的削减能力评估 |
| 4.3.2 最低抑菌浓度(MIC)和最小杀菌浓度(MBC)的测定 |
| 4.3.3 裂解酶LysZ和裂解域CHAP_(LysZ)对MRSA生物膜去除能力评估 |
| 4.3.4 裂解酶LysZ和裂解域CHAP_(LysZ)与抗生素协同对生物膜去除能力评估. |
| 4.3.5 统计学分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 裂解酶LysZ和裂解域CHAP_(LysZ)对鲜猪肉中MRSA的削减能力 |
| 4.4.2 裂解酶LysZ和裂解域CHAP_(LysZ)对鲜猪肉中MRSA的削减能力 |
| 4.4.3 裂解酶LysZ和裂解域CHAP_(LysZ)对MRSA生物膜的削减能力 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 噬菌体裂解酶及其裂解域在皮肤杀菌中应用研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料与设备 |
| 5.2.1 实验原料与主要试剂 |
| 5.2.2 主要仪器与设备 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 小鼠皮肤模型建立 |
| 5.3.2 实验分组及处理 |
| 5.3.3 血液白细胞检测 |
| 5.3.4 伤口MRSA计数 |
| 5.3.5 皮肤组织苏木精伊红染色 |
| 5.3.6 炎症因子酶联免疫反应试验 |
| 5.3.7 统计学分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 裂解酶和裂解域对皮肤损伤小鼠皮肤伤口愈合的影响研究 |
| 5.4.2 裂解酶和裂解域对皮肤损伤小鼠伤口组织的影响研究 |
| 5.4.3 裂解酶和裂解域对皮肤损伤小鼠伤口MRSA杀菌效果的研究 |
| 5.4.4 裂解酶和裂解域对皮肤损伤小鼠炎症反应及免疫反应的影响研究 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 噬菌体裂解酶结合域偶联金纳米颗粒制备与靶向杀菌研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验材料与设备 |
| 6.2.1 实验原料与主要试剂 |
| 6.2.2 主要仪器与设备 |
| 6.2.3 溶液配制 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 金纳米颗粒 Au@PEG-EGFP-CBDz 的制备 |
| 6.3.2 金纳米颗粒Au@PEG-COOH的表征 |
| 6.3.3 金纳米颗粒 Au@PEG-EGFP-CBDz 与 MRSA 的结合 |
| 6.3.4 金纳米颗粒Au@PEG-EGFP-CBDz在模拟体系中对MRSA的杀灭效果研究 |
| 6.3.5 金纳米颗粒Au@PEG-EGFP-CBDz对MRSA的体内杀灭作用研究 |
| 6.3.6 统计学分析 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 金纳米颗粒的表征 |
| 6.4.2 金纳米颗粒Au@PEG@EGFP-CBDz在缓冲体系中对MRSA的杀灭效果研究 |
| 6.4.3 金纳米颗粒Au@PEG@EGFP-CBDz对小鼠细菌性感染的MRSA的杀灭效果研究 |
| 6.5 本章小结 |
| 主要结论与展望 |
| 主要结论 |
| 展望 |
| 论文创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:作者在攻读博士学位期间发表的论文 |
（4）植物挥发性化合物DMNT毒杀小菜蛾的机制解析（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 植食型昆虫的分类 |
| 1.2 现代化技术对植食昆虫的防治现状 |
| 1.2.1 化学杀虫剂 |
| 1.2.2 植物源杀虫剂 |
| 1.2.3 RNAi技术在农业生产中的应用 |
| 1.2.4 微生物防治 |
| 1.2.5 转基因抗虫技术的应用 |
| 1.3 植物对草食型昆虫的天然防御方式 |
| 1.3.1 间接防御 |
| 1.3.2 直接防御 |
| 1.4 植物天然化合物对微生物的影响 |
| 1.5 脊椎动物与无脊椎动物的先天免疫 |
| 1.6 昆虫的先天免疫 |
| 1.7 昆虫肠道防御系统 |
| 1.7.1 天然物理防御-围食膜 |
| 1.7.2 Duox-ROS防御系统 |
| 1.7.3 Imd免疫通路 |
| 1.8 小菜蛾对农业生产的危害和防治研究 |
| 1.9 研究背景 |
| 1.10 技术路线图 |
| 第二章 DMNT能够驱逐和直接毒杀小菜蛾幼虫 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 植物材料和昆虫的饲养 |
| 2.1.2 主要仪器设备 |
| 2.1.3 试验试剂及试剂配方 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 35Spro:PEN1 转基因拟南芥植株的获得 |
| 2.2.2 35Spro:PEN1 转基因拟南芥纯合植株中PEN1 基因表达量检测 |
| 2.2.3 35Spro:PEN1 转基因拟南芥的生长条件 |
| 2.2.4 35Spro:PEN1 转基因拟南芥对小菜蛾幼虫的气味偏好性选择试验 |
| 2.2.5 小菜蛾幼虫对35Spro:PEN1 转基因拟南芥的强制性取食 |
| 2.2.6 GC-MS(Gas Chromatography and Mass Spectrometry)检测 35Spro:PEN1转基因拟南芥中 DMNT 的含量 |
| 2.2.7 体外化学合成DMNT对小菜蛾幼虫的气味偏好性选择试验 |
| 2.2.8 小菜蛾幼虫强制性取食DMNT试验 |
| 2.2.9 统计学分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 35Spro:PEN1 转基因拟南芥植株阳性苗鉴定 |
| 2.3.2 35Spro:PEN1 转基因拟南芥中PEN1 基因表达量显着上调 |
| 2.3.3 35Spro:PEN1 转基因拟南芥能够驱逐和毒杀小菜蛾幼虫 |
| 2.3.4 挥发性化合物DMNT在35Spro:PEN1 转基因拟南芥中累积 |
| 2.3.5 DMNT能够显着驱赶和抑制小菜蛾幼虫的生长发育 |
| 2.3.6 DMNT对小菜蛾不同龄期幼虫的影响 |
| 2.3.7 DMNT降低小菜蛾幼虫的取食量和排便量 |
| 2.4 讨论 |
| 第三章 DMNT破坏小菜蛾肠道内围食膜屏障 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 主要仪器设备 |
| 3.1.3 试验试剂与配方 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 饥饿试验 |
| 3.2.2 脂肪酶酶活检测 |
| 3.2.3 “Smurf”染料检测幼虫肠道的渗透性 |
| 3.2.4 幼虫食用DMNT后围食膜结构的观察 |
| 3.2.5 幼虫肠道横切片 |
| 3.2.6 qRT-PCR分析 |
| 3.2.7 dsRNA-PxMucin的合成 |
| 3.2.8 dsRNA的饲喂 |
| 3.2.9 RNAseq分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 DMNT破坏幼虫肠道完整性 |
| 3.3.2 DMNT破坏幼虫肠道内围食膜结构 |
| 3.3.3 幼虫的转录组分析 |
| 3.3.4 DMNT抑制小菜蛾幼虫肠道内围食膜合成基因PxMucin的表达 |
| 3.3.5 dsRNA-PxMucin的合成 |
| 3.3.6 PxMucin基因沉默后抑制了幼虫的生长发育 |
| 3.3.7 dsRNA-PxMucin脱靶风险较低 |
| 3.4 讨论 |
| 第四章 小菜蛾幼虫肠道微生物在DMNT毒杀中的作用 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验试剂及配方 |
| 4.1.3 仪器设备 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 抗生素处理 |
| 4.2.2 检测抗生素对肠道菌的杀灭效果 |
| 4.2.3 小菜蛾幼虫肠道横切片HE染色 |
| 4.2.4 小菜蛾幼虫肠道横切片革兰氏染色 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 抗生素对小菜蛾幼虫生长发育无显着影响 |
| 4.3.2 小菜蛾幼虫肠道内围食膜结构完整性不依赖于肠道微生物 |
| 4.3.3 肠道微生物在DMNT对小菜蛾的致死作用中至关重要 |
| 4.3.4 DMNT对小菜蛾幼虫的致死作用需要肠道微生物的助攻 |
| 4.3.5 围食膜屏障破损后微生物攻击肠道细胞 |
| 4.4 讨论 |
| 第五章 DMNT致使小菜蛾幼虫肠道菌群紊乱 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 试验试剂及配方 |
| 5.1.3 仪器设备 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.2.1 16S rDNA测序 |
| 5.2.2 清洁型2 龄幼虫的培养 |
| 5.2.3 小菜蛾幼虫肠道菌的分离与培养 |
| 5.2.4 肠道菌的喂食试验 |
| 5.2.5 DMNT处理后幼虫肠道组织中溶菌酶基因表达量 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 PCA(Principal Component Analysis)主成成分分析 |
| 5.3.2 DMNT破坏小菜蛾幼虫肠道内菌群稳态 |
| 5.3.3 DMNT导致幼虫肠道内菌属丰度显着改变 |
| 5.3.4 清洁型2 龄幼虫肠道内大部分微生物被抗生素清除 |
| 5.3.5 肠道微生物帮助DMNT加速小菜蛾幼虫死亡 |
| 5.3.6 DMNT处理后肠道溶菌酶基因表达量降低 |
| 5.4 讨论 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A DMNT 碳普 |
| 附录 B DMNT 氢普 |
| 附录 C pLGNL-35S 载体图谱 |
| 个人简介 |
| 发表论文 |
| 授权专利 |
（5）蛋白饲料中有机磷酸酯的赋存及其在蛋鸡体内迁移代谢（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 性质及使用现状 |
| 1.2.1 性质 |
| 1.2.2 OPEs在国内外的限制情况 |
| 1.2.3 OPEs在国内外的生产使用 |
| 1.3 OPES的 POPS特性 |
| 1.3.1 OPEs的毒性 |
| 1.3.2 OPEs的生物富集性 |
| 1.3.3 OPEs的持久性及长距离迁移 |
| 1.4 OPES的环境赋存及人体暴露风险 |
| 1.4.1 大气 |
| 1.4.2 土壤 |
| 1.4.3 水体 |
| 1.4.4 生物体 |
| 1.4.5 饲料 |
| 1.4.6 食品 |
| 1.4.7 人体 |
| 1.5 本文研究意义 |
| 第二章 动物蛋白饲料中有机磷酸酯浓度及同系物分布 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂、标准品、仪器 |
| 2.2.2 样品收集 |
| 2.2.3 动物蛋白饲料中有机磷酸酯分析方法的建立 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 动物源饲料中的OPEs污染水平 |
| 2.3.2 植物源饲料中的OPEs污染水平 |
| 2.3.3 动物源饲料和植物源饲料间的比较 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 有机磷酸酯代谢产物在动物蛋白饲料中的赋存特征 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂、标准品、仪器 |
| 3.2.2 样品收集 |
| 3.2.3 动物蛋白饲料中有机磷酸酯代谢产物分析方法的建立 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Di-OPEs在动物蛋白饲料中的污染水平 |
| 3.3.2 Di-OPEs的组成分布及来源解析 |
| 3.3.3 动物蛋白饲料中OPEs和 di-OPEs的来源追溯 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 TCEP在蛋鸡体内的分布 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 暴露方案设计与实施 |
| 4.3 材料和方法 |
| 4.3.1 试剂、标准品、仪器 |
| 4.3.2 仪器分析 |
| 4.3.3 定性和定量 |
| 4.3.4 分析方法的质控 |
| 4.3.5 前处理 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 蛋鸡组织中TCEP的组织分布 |
| 4.4.2 差异的比较 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（6）重金属在近岸海域海产品中的富集及其影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 海洋渔业规模近况 |
| 1.1.1 世界与中国海洋渔业基本状况 |
| 1.1.2 海洋鱼类养殖和捕捞概况 |
| 1.1.3 扇贝养殖概况 |
| 1.2 国内外海产品重金属污染状况 |
| 1.2.1 国内外海产品重金属含量标准 |
| 1.2.2 国内海产品中重金属含量 |
| 1.2.3 国外海产品中重金属含量 |
| 1.3 重金属的来源与危害 |
| 1.4 海产品重金属污染溯源分析方法 |
| 1.4.1 铅同位素法进行重金属污染溯源 |
| 1.4.2 多元统计分析法进行重金属污染分析和溯源 |
| 1.4.3 正定矩阵因子分解模型进行重金属溯源 |
| 1.4.4 其他生物体重金属污染溯源方法 |
| 1.5 海产品重金属污染分析与健康风险评价方法 |
| 1.5.1 生物富集、生物放大与生物积累 |
| 1.5.2 海产品中金属污染评价 |
| 1.5.3 海产品摄食健康风险评价 |
| 1.6 碳氮稳定同位素在重金属富集机制研究的应用 |
| 1.7 影响海产品中重金属积累的因素 |
| 1.7.1 客观因素影响重金属浓度和分布 |
| 1.7.2 生物动力学因素 |
| 1.7.3 重金属形态影响 |
| 1.8 科学问题与意义、研究内容和技术路线 |
| 1.8.1 科学问题与意义 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 1.8.3 技术路线 |
| 第2章 我国近海海产品重金属分布、溯源与风险调控 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.1 采样区域介绍 |
| 2.2.2 样品采样 |
| 2.2.3 样品处理 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 重金属检测方法 |
| 2.3.2 重金属每日估计摄入量计算 |
| 2.3.3 健康风险评价 |
| 2.3.4 利用正定矩阵因子分解模型和Pb同位素重金属溯源 |
| 2.3.5 宏观政策实施下的污染控制 |
| 2.3.6 质量控制 |
| 2.3.7 数据统计与处理 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 大尺度范围的海产品重金属分布特征 |
| 2.4.2 重金属每日摄入量--通过食用海产品的途径 |
| 2.4.3 海产品摄食健康风险 |
| 2.4.4 海产品重金属溯源 |
| 2.4.5 “化石能源消耗控制”和“近岸水污染防治行动”政策实施有助于降低海产品重金属健康风险 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 养殖鱼类与野生鱼类重金属积累差异 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 样品采集与处理 |
| 3.3 材料与方法 |
| 3.3.1 鱼肉及其他组织内重金属含量测定方法 |
| 3.3.2 鱼肉样品中碳氮稳定同位素测定方法 |
| 3.3.3 鱼肉食用风险评价与推荐最大食用量计算 |
| 3.3.4 利用稳定同位素确定鱼类食性与营养级方法 |
| 3.3.5 质量控制 |
| 3.3.6 数据统计与处理 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 养殖/野生鱼体内重金属含量分布差异 |
| 3.4.2 养殖/野生鱼不同组织中重金属积累差异 |
| 3.4.3 养殖/野生鱼摄食健康风险与最大推荐食用量 |
| 3.4.4 鱼类肌肉组织中碳氮稳定同位素比较 |
| 3.4.5 营养级和食性的计算 |
| 3.4.6 养殖/野生鱼营养级和食性对重金属积累的影响 |
| 3.4.7 鱼类养殖周期对重金属积累的影响 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 黄渤海养殖扇贝中重金属空间-种间分布差异及健康风险 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 样品采集与处理 |
| 4.2.1 采样区域介绍 |
| 4.2.2 样品采集 |
| 4.2.3 样品处理 |
| 4.3 材料与方法 |
| 4.3.1 重金属检测方法 |
| 4.3.2 重金属污染评价方法 |
| 4.3.3 质量控制 |
| 4.3.4 数据统计与处理 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 黄渤海三种养殖扇贝体内重金属含量分布特征 |
| 4.4.2 扇贝不同组织中重金属含量变化 |
| 4.4.3 扇贝中重金属的生物富集 |
| 4.4.4 扇贝中重金属的摄食健康风险 |
| 4.4.5 最大安全摄入量推荐 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 笼养扇贝在全养殖周期中重金属来源与富集规律探究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验设计与方法 |
| 5.2.1 扇贝生长实验方法及采样 |
| 5.2.2 薄膜扩散梯度技术的使用 |
| 5.2.3 重金属检测方法 |
| 5.2.4 重金属评价指数 |
| 5.2.5 稳定同位素测定 |
| 5.2.6 主成分分析方法 |
| 5.2.7 质量控制 |
| 5.2.8 数据统计与处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 海水水质指标与重金属浓度变化 |
| 5.3.2 扇贝生长发育指标及体内稳定同位素含量变化 |
| 5.3.3 全养殖周期中扇贝体内重金属浓度变化 |
| 5.3.4 影响扇贝中重金属积累的主要因素探究 |
| 5.3.5 扇贝中重金属的主要来源探究 |
| 5.3.6 利用稳态模型分析扇贝中多源重金属的生物浓缩和生物放大 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 典型近海经济性海产品中重金属在食物链间的传递及放大 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 样品采集与处理 |
| 6.3 材料与方法 |
| 6.3.1 重金属检测方法 |
| 6.3.2 样品中碳氮稳定同位素测定方法 |
| 6.3.3 碳稳定同位素法计算生物营养级 |
| 6.3.4 重金属在食物链上营养级放大系数 |
| 6.3.5 质量控制 |
| 6.3.6 数据统计与处理 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 主要经济性海产品中稳定同位素比值 |
| 6.4.2 主要经济性海产品营养层次 |
| 6.4.3 主要经济性海产品体内重金属含量 |
| 6.4.4 海产品体内重金属含量与其食性/营养级的关系 |
| 6.4.5 食物链上重金属的积累和生物放大 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 海产品中重金属的人工干预净化 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验设计与方法 |
| 7.2.1 对比实验设计 |
| 7.2.2 室内培养实验方法 |
| 7.2.3 样品收集及处理 |
| 7.2.4 重金属检测方法 |
| 7.2.5 质量控制 |
| 7.2.6 数据统计与处理 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 扇贝整体软组织中重金属净化效果 |
| 7.3.2 扇贝闭壳肌中重金属净化效果 |
| 7.3.3 扇贝鳃中重金属净化效果 |
| 7.3.4 扇贝消化腺中重金属净化效果 |
| 7.3.5 死亡扇贝重金属净化效果 |
| 7.4 小结 |
| 第8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 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（7）新型溴系阻燃剂十溴二苯乙烷在土壤系统中的富集转化及毒性效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 十溴二苯乙烷(DBDPE)简介 |
| 1.2.1 DBDPE的生产和使用现状 |
| 1.2.2 DBDPE的污染状况 |
| 1.2.3 DBDPE的环境危害及人体健康风险 |
| 1.3 蚯蚓在生态毒理学研究中的应用 |
| 1.3.1 蚯蚓在土壤生态风险评估中的应用 |
| 1.3.2 蚯蚓个体水平指标在毒理学中的应用 |
| 1.3.3 蚯蚓组织器官水平指标在毒理学中的应用 |
| 1.3.4 蚯蚓分子细胞水平指标在毒理学中的应用 |
| 1.4 微生物在生态毒理学研究中的应用 |
| 1.4.1 微生物在生态风险评估中的应用 |
| 1.4.2 微生物活性对污染物的响应 |
| 1.4.3 土壤酶对污染物的响应 |
| 1.4.4 微生物群落对污染物响应 |
| 1.4.5 微生物与污染物之间的相互作用 |
| 1.5 论文研究目的及主要内容 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 DBDPE在蚯蚓体内的富集、清除及生物转化研究 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 供试生物 |
| 2.2 实验所需试剂和仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 土壤染毒及实验设计 |
| 2.3.2 土壤、蚯蚓及蚓粪中DBDPE含量的测定 |
| 2.3.3 生物富集因子(BAFs)及清除参数计算 |
| 2.3.4 DBDPE降解产物的探究 |
| 2.3.5 蚯蚓组织病理学及微观结构观察 |
| 2.4 数据分析 |
| 2.5 结果与讨论 |
| 2.5.1 土壤中DBDPE浓度变化 |
| 2.5.2 蚯蚓体内DBDPE的富集规律 |
| 2.5.3 蚯蚓体内DBDPE的清除规律 |
| 2.5.4 蚯蚓体内DBDPE的生物转化 |
| 2.5.5 蚯蚓组织及微观表面结构变化 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 DBDPE暴露对蚯蚓的毒性效应研究 |
| 3.1 供试材料 |
| 3.1.1 供试土壤 |
| 3.1.2 供试生物 |
| 3.2 实验所需试剂和仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 个体水平实验设计 |
| 3.3.2 组织水平实验设计 |
| 3.4 数据分析 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 DBDPE胁迫对蚯蚓个体生长及行为特征的影响 |
| 3.5.2 DBDPE胁迫下蚯蚓体内T-AOC的响应 |
| 3.5.3 DBDPE胁迫下蚯蚓体内抗氧化酶(SOD和CAT)的响应 |
| 3.5.4 DBDPE胁迫下蚯蚓体内解毒酶(CYP450和GST)的响应 |
| 3.5.5 DBDPE胁迫下蚯蚓体内MDA含量的变化 |
| 3.5.6 DBDPE胁迫下蚯蚓体内ROS的变化 |
| 3.5.7 DBDPE胁迫下蚯蚓体内各生物指标的相关性研究 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 DBDPE暴露对土壤微生物毒性效应研究 |
| 4.1 供试土壤 |
| 4.2 实验所需试剂和仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 实验设计 |
| 4.3.2 微生物活性的测定 |
| 4.3.3 土壤酶的测定 |
| 4.3.4 微生物多样性的分析 |
| 4.4 数据分析 |
| 4.5 结果与讨论 |
| 4.5.1 DBDPE胁迫对土壤微生物量碳(MBC)的影响 |
| 4.5.2 DBDPE胁迫对土壤基础呼吸作用(SBR)的影响 |
| 4.5.3 DBDPE胁迫对土壤代谢熵(qCO_2)的影响 |
| 4.5.4 DBDPE胁迫对土壤脲酶(US)的影响 |
| 4.5.5 DBDPE胁迫对土壤荧光素二乙酸酯水解酶(FDA)活性的影响 |
| 4.5.6 DBDPE胁迫对微生物群落结构的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间学术成果及所获荣誉 |
（8）海月水母水螅体60Co-γ射线照射模型构建及相关基因的筛选（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 前言 |
| 第一部分:海月水母及其水螅体的鉴定以及水螅体实验室微观饲养体系的构建 |
| 一、前言 |
| 二、材料和方法 |
| 三、实验结果 |
| 四、分析与讨论 |
| 第二部分:~(60)Co-γ射线对A.coerulea水螅体的损伤效应及相关基因筛选 |
| 一、前言 |
| 二、材料和方法 |
| 三、实验结果 |
| 四、分析与讨论 |
| 第三部分:~(60)Co-γ射线对A.coerulea水螅体共生菌的影响 |
| 一、前言 |
| 二、材料和方法 |
| 三、实验结果 |
| 四、分析与讨论 |
| 参考文献 |
| 总结 |
| 综述 海月水母属的发育、共生菌群及毒性的研究进展 |
| 参考文献 |
| 在读期间论文发表和科研工作情况说明 |
| 致谢 |
（9）大型海藻与贻贝对微塑料的负载、转运与清除特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 海洋塑料垃圾污染概述 |
| 1.1.1 海洋塑料垃圾问题的由来 |
| 1.1.2 海洋环境中的微塑料污染 |
| 1.2 海洋环境介质和生物体中的微塑料分布特征 |
| 1.2.1 海洋环境介质中的微塑料污染 |
| 1.2.2 海洋植物中的微塑料污染 |
| 1.2.3 海洋动物中的微塑料污染 |
| 1.3 海洋生物中微塑料的研究方法学进展 |
| 1.4 海洋生物对微塑料的负载、转运与清除 |
| 1.4.1 海洋植物对微塑料的负载与清除 |
| 1.4.2 海洋动物对微塑料的摄入、转运与清除 |
| 1.5 海洋微塑料的生态与健康风险 |
| 1.5.1 微塑料对海洋植物的生态风险 |
| 1.5.2 微塑料对海洋动物的生态风险 |
| 1.5.3 微塑料对人体的健康风险 |
| 1.6 论文的选题依据、研究内容及目标 |
| 1.6.1 本论文的选题依据 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究目标 |
| 第二章 我国沿海大型海藻中塑料的污染特征及负载方式 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 野外大型海藻样本的采集 |
| 2.2.2 野外与室内实验的质量控制 |
| 2.2.3 大型海藻的形态学与组织学观察 |
| 2.2.4 大型海藻的干湿比率测定 |
| 2.2.5 大型海藻中塑料样品的分离与浮选 |
| 2.2.6 塑料样品的视觉观察与鉴定 |
| 2.2.7 数据统计分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 不同物种大型海藻对塑料负载方式及塑料样品观察结果 |
| 2.3.2 大型海藻对不同尺寸组塑料负载量的分布特征 |
| 2.3.3 环境因子对大型海藻负载塑料特征变量的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 不同物种大型海藻对塑料的负载方式探究 |
| 2.4.2 不同物种大型海藻对塑料的负载能力比较 |
| 2.4.3 影响大型海藻负载塑料的空间分布模式的环境因子分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 市售海藻产品中微塑料的污染特征及溯源分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 市售海藻产品样本的获取 |
| 3.2.2 工厂加工紫菜中间产品样本的采集 |
| 3.2.3 野外与室内实验的质量控制 |
| 3.2.4 紫菜吸附微塑料的室内模拟实验 |
| 3.2.5 去除海藻产品中微塑料的室内模拟实验 |
| 3.2.6 海藻产品的酶解和过氧化氢消解 |
| 3.2.7 微塑料的分离、观察和鉴定 |
| 3.2.8 海藻产品中微塑料的聚合物风险评估 |
| 3.2.9 数据统计分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 不同商业品牌的紫菜产品中微塑料丰度及特征分布 |
| 3.3.2 不同工厂加工阶段的紫菜产品中微塑料丰度及特征分布 |
| 3.3.3 其他种类海藻产品中微塑料的污染特征比较 |
| 3.3.4 室内暴露实验中紫菜表面吸附荧光微纤维的定量分析 |
| 3.3.5 不同种类海藻产品在不同处理方式后的微塑料污染特征比较 |
| 3.3.6 不同种类海藻产品中微塑料的聚合物风险评估 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 不同种类海藻产品中的微塑料污染特征分析 |
| 3.4.2 不同工厂加工阶段对紫菜产品中微塑料污染特征的影响 |
| 3.4.3 不同烹调处理方式对海藻产品中微塑料污染特征的影响 |
| 3.4.4 海藻产品中微塑料污染的溯源分析 |
| 3.4.5 微塑料从海藻产品到人体的转移通量及健康风险评估 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 贻贝对微塑料的负载与清除特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 贻贝与水样的采集 |
| 4.2.2 现场转移实验 |
| 4.2.3 微塑料的分离、观察与鉴定 |
| 4.2.4 贻贝对聚酯类微纤维的暴露与清除实验 |
| 4.2.5 室内暴露实验 |
| 4.2.6 数据统计分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 现场转移实验过程中的水质参数与贻贝生理参数 |
| 4.3.2 现场转移实验中贻贝体内与表层海水中的微塑料丰度与特征 |
| 4.3.3 贻贝对聚酯类微纤维的暴露及清除实验结果 |
| 4.3.4 室内暴露实验中贻贝对塑料微纤维的摄入与积累结果 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 贻贝与其周边环境介质中微塑料的定量相关关系 |
| 4.4.2 贻贝与其周边环境介质中微塑料的定性相关关系 |
| 4.4.3 贻贝对微塑料转运与清除特征的探讨 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 贻贝足丝对微塑料的糅合 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 贻贝样本的采集 |
| 5.2.2 室内制备的微塑料材料 |
| 5.2.3 室内暴露实验 |
| 5.2.4 足丝样品的收集 |
| 5.2.5 微塑料的分离、观察与鉴定 |
| 5.2.6 数据统计分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 野外调查贻贝足丝中微塑料的丰度与组成 |
| 5.3.2 室内观测贻贝足丝中微塑料的丰度与形态 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 野生与养殖贻贝足丝中微塑料含量的差异 |
| 5.4.2 微塑料糅合进入贻贝足丝中 |
| 5.4.3 微塑料进入海洋动物的途径探讨 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 总论 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 海洋植物与海洋动物对微塑料摄入量的比较 |
| 6.2.1 海洋植物对微塑料的摄入量 |
| 6.2.2 海洋动物对微塑料的摄入量 |
| 6.3 海洋植物与海洋动物对微塑料负载方式的比较 |
| 6.3.1 海洋植物对微塑料的负载方式 |
| 6.3.2 海洋动物对微塑料的负载方式 |
| 6.4 海洋植物与海洋动物对微塑料转运特征的比较 |
| 6.4.1 海洋植物对微塑料的转运特征 |
| 6.4.2 海洋动物对微塑料的转运特征 |
| 6.5 本章总结 |
| 6.6 本学位论文的创新点 |
| 6.7 展望与不足 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简介 |
| 攻读学位期间参与科研项目 |
| 攻读学位期间科研成果 |
| 致谢 |
（10）有机滤光剂在高原河流水生食物网的累积、传递及毒理效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 水环境中UV-Fs的分布 |
| 1.2.1 水中UV-Fs的赋存 |
| 1.2.2 沉积物中UV-Fs的赋存 |
| 1.3 水环境中UV-Fs的生物累积及营养级传递 |
| 1.3.1 底栖生物对UV-Fs的累积 |
| 1.3.2 鱼类对UV-Fs的累积 |
| 1.3.3 UV-Fs的营养级传递及生物放大效应 |
| 1.4 水环境中UV-Fs的生态毒理效应 |
| 1.4.1 UV-Fs对低等生物的生态毒理效应 |
| 1.4.2 UV-Fs对底栖生物和鱼类的生态毒理效应 |
| 1.5 现有研究的局限 |
| 1.6 研究内容及技术路线 |
| 第二章 有机滤光剂在雅江水生生物体内的分布和累积 |
| 2.1 实验材料与仪器设备 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 样品预处理 |
| 2.2.3 仪器分析与质量控制 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 生物体内的有机滤光剂浓度 |
| 2.3.2 BAF和 BSAF |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 有机滤光剂在雅江水生食物网的营养级传递效应 |
| 3.1 仪器设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 稳定同位素与TL测定 |
| 3.2.2 人体健康风险评价 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 雅江水生生物营养级的确定 |
| 3.3.2 营养级传递效应 |
| 3.3.3 人体健康风险评价 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 不同暴露介质中BP3 在鱼体内的生物富集和生物标志物响应 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.1.3 受试生物 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 实验设计 |
| 4.2.2 样品预处理和仪器分析 |
| 4.2.3 生物标志物的测定 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 实际暴露浓度 |
| 4.3.2 组织分布 |
| 4.3.3 生物富集 |
| 4.3.4 生物标志物的响应 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文与科研情况 |
| 致谢 |
四、清除体内污染的食物（论文参考文献）
- [1]有机磷系阻燃剂在珠江三角洲几类典型动物中的富集与传递[D]. 刘银娥. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2021(01)
- [2]铬在鱼体内的累积分布规律及健康风险评估[D]. 殷娇娇. 华中农业大学, 2021
- [3]金黄色葡萄球菌噬菌体裂解酶及其结构域的制备与功能特性研究[D]. 闫继爱. 江南大学, 2021(01)
- [4]植物挥发性化合物DMNT毒杀小菜蛾的机制解析[D]. 陈晨. 安徽农业大学, 2021(01)
- [5]蛋白饲料中有机磷酸酯的赋存及其在蛋鸡体内迁移代谢[D]. 赵楠楠. 中国农业科学院, 2021
- [6]重金属在近岸海域海产品中的富集及其影响机制研究[D]. 林怡辰. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2021(01)
- [7]新型溴系阻燃剂十溴二苯乙烷在土壤系统中的富集转化及毒性效应[D]. 蒋玲玲. 华东理工大学, 2021(08)
- [8]海月水母水螅体60Co-γ射线照射模型构建及相关基因的筛选[D]. 陈新彤. 中国人民解放军海军军医大学, 2021(09)
- [9]大型海藻与贻贝对微塑料的负载、转运与清除特征[D]. 李其沛. 华东师范大学, 2021
- [10]有机滤光剂在高原河流水生食物网的累积、传递及毒理效应[D]. 李金. 西藏大学, 2021(12)