一、Cu~(2+)、Zn~(2+)、Cd~(2+)对罗氏沼虾幼虾的毒性作用（论文文献综述）
严芳芳[1]（2020）在《陆源排污对近岸海域水质及渔业资源的影响研究》文中指出以重金属、无机盐及有机物为代表的陆源污染物经河道排入附近海域,首当其冲对海洋水环境及渔业资源造成压力。随着人口增多和工农业生产的推进,产生的污染物日益增多。当陆源排放入海,超过海洋自净能力的阈值时,将导致海洋水环境质量退化,如水质富营养化,并直接或间接造成生物多样性下降,威胁到海洋生态系统原有的平衡。为了有效管控陆源污染入海对海洋生态系统的影响,需要对污染物入海后扩散的范围进行及时有效的监测与模拟预测,旨在为评估陆源排污对渔业资源影响提供依据。本文选取了浙江典型的入海排污口附近海域作为研究区域——宁波市镇海区甬江4个排污口、台州市椒江入海口2个排污口和余姚市夏盖河1个排污口,对研究区内的海水水质开展了现状调查,发现排污口附近水质有一定的污染影响,但污染程度较小。在此基础上,采用了平面二维潮流数学模型进行了钱塘江和椒江入海污染物扩散预测及余姚和椒江沿海排污口入海污染物扩散预测。发现余姚和椒江沿海排污口排放污水时,污染因子N和COD增量的扩散浓度最大值远远小于钱塘江和椒江污水入海时扩散浓度的最大值,判定排污口污水对海水水质的影响远远小于江河污水入海对海水水质的影响。为科学评价陆源排污对海洋生态的影响,本研究通过收集到的相关污染物对水产生物的毒性资料,并考虑到排污口排污引起周边海域的重金属污染主要污染物为铜、铅、铬。故分别选取毒性试验中对铜、铅、铬最敏感和最不敏感的海洋生物进行生态风险评估,并根据公式X1=EECmax/LC50计算得出生态风险系数。现场调查的结果显示:超过《海水水质标准》（GB3097-1997）第四类标准阈值的环境要素主要有:重金属、活性磷酸盐、石油及砷等,且超标污染物在三个调查区域的分布不同。具体表现为:镇海区甬江4个排污口超四类海水质污染物为;重金属（汞、镉、铅、铬、铜）、活性磷酸盐、砷及石油类;椒江入海口2个排污口超四类海水质污染物为:重金属（汞、铜、镍、铬）、活性磷酸盐及砷;余姚市排污口附近水域超四类海水质污染物为:重金属（汞、砷、铜、镍、铬、镉）、石油类。此外,油类物质随扩散距离的变化其浓度值波动最为明显。其中,在调查的范围内随排污口的距离越远其富集程度越高。重金属元素中,营养盐在监测范围内,其浓度值随着扩散距离的变化不显着。通过生态风险系数评估结果表明:调查的余姚市排污口和椒江口排污口排放的氮、磷、COD对于海域生态属于低风险。
汪蕾,张秀霞,鲁耀鹏,郑佩华,冼健安[2]（2019）在《重金属对凡纳滨对虾血细胞吞噬活力的影响》文中提出为研究不同重金属离子对虾类血细胞的免疫抑制作用,凡纳滨对虾（Ltiopenaeus vannamei）血细胞在离体状态下暴露于重金属离子(Cd2+、Hg2+、Cu2+和Zn2+),浓度分别设置为10-3～10-9 M,在胁迫6h后应用流式细胞术测定血细胞的吞噬活力。结果显示,与对照组相比,浓度为10-3～10-5 M的Cd2+和Hg2+、10-3～10-4 M的Cu2+、10-3 M的Zn2+均显着抑制了对虾血细胞的吞噬活力;当浓度为10-3 M时,Cd2+、Hg2+、Cu2+和Zn2+组的吞噬活力抑制率分别为79.6%,82.6%、68.1%和58.7%。这些结果表明,一定浓度的重金属离子对虾类血细胞吞噬活力具有免疫抑制作用,免疫抑制毒性强度依次为:Hg2+>Cd2+>Cu2+>Zn2+,免疫毒性临界浓度分别为:Cd2+和Hg2+10-5 M、Cu2+10-4 M、Zn2+10-3 M。
郭慧,张秀霞,郑佩华,鲁耀鹏,冼健安[3]（2017）在《重金属对罗氏沼虾血细胞活性和酯酶活力的影响》文中认为为探讨不同重金属对罗氏沼虾（Macrobrachium rosenbergii）血细胞的细胞毒性,取罗氏沼虾血淋巴,离体状态下分别暴露于不同浓度(10-910-3 mol/L)的Cd2+、Hg2+、Cu2+和Zn2+环境中6 h,设置不添加重金属的对照组,应用流式细胞术测定细胞活性和胞内非特异性酯酶活力。结果显示,10-910-6 mol/L的Cd2+对细胞活性和酯酶活力均没有显着影响,Cd2+浓度达到10-5 mol/L时,酯酶活力受到了显着的抑制,Cd2+浓度达到10-4和10-3 mol/L时,细胞活性和酯酶活力均显着下降;10-910-6 mol/L的Hg2+对细胞活性和酯酶活力均没有显着影响,Hg2+浓度为10-510-3 mol/L时,细胞活性和酯酶活力均显着下降;10-910-5 mol/L的Cu2+对细胞活性和酯酶活力均没有显着影响,Cu2+浓度为10-410-3 mol/L时,细胞活性和酯酶活力均显着下降;10-910-5 mol/L的Zn2+对细胞活性和酯酶活力均没有显着影响,Zn2+浓度为10-4 mol/L时,酯酶活力显着下降,Zn2+浓度为10-3 mol/L时,细胞活性和酯酶活力均显着下降。Cd2+、Hg2+、Cu2+和Zn2+对细胞活性的毒性临界浓度分别为10-4 mol/L、10-5 mol/L、10-4 mol/L和10-3 mol/L,毒性强度由高到低依次为Hg2+、Cd2+、Cu2+、Zn2+。Cd、Hg、Cu和Zn这4种重金属对罗氏沼虾血细胞活性和酯酶活力均具有明显的剂量效应;酯酶活力对重金属胁迫较细胞活性更为敏感,可作为虾类细胞毒理学研究的重要指标。
谢嘉,滕佳,刘永亮,杨顶珑,曹瑞文,陈丽竹,王清,李斐,吉成龙,吴惠丰,丛明,赵建民[4]（2017）在《Cd2+和Pb2+单一与复合污染对脊尾白虾的急性毒性效应研究》文中进行了进一步梳理近年来,中国近岸重金属污染问题日趋严重。作者通过研究重金属Cd2+和Pb2+对脊尾白虾（Palaemon carincauda）的单一及复合急性毒性效应,为其养殖水质管理提供科学依据。本研究采用半静态急性毒性测定方法,开展了不同浓度Cd2+和Pb2+对脊尾白虾96 h内的急性毒性试验。研究结果表明:在单一污染物暴露下,Cd2+对脊尾白虾24、48、72、96 h的半数致死质量浓度（LC50）分别为138.699、33.110、9.719、3.650 mg/L,Pb2+对脊尾白虾48、72、96 h的LC50分别为254.541、62.750、29.074 mg/L;Cd2+、Pb2+对脊尾白虾96 h的安全质量浓度分别为0.365和2.907 mg/L;在等浓度配比（1︰1）暴露下,Cd2+和Pb2+复合污染对目标生物在48、72、96 h暴露期间的毒性相加指数（additive index,AI）分别为0.155、0.068、0.258。综上所述,Cd2+对脊尾白虾的毒性较Pb2+更强,Cd2+和Pb2+对脊尾白虾的复合污染均表现出较明显的协同作用。
邢胜男[5]（2016）在《斑马鱼胚胎发育毒性试验评价重金属联合生物毒性》文中认为随着工农业的飞速发展,重金属排放量逐年增加,各种重金属污染事件频繁发生。重金属污染已成为全球性的污染问题,并越来越引起公众的广泛关注。研究人员在理化分析基础上,不断开展重金属生物毒性的研究,并对重金属污染的生态风险作出评估。针对数量庞大、组合繁杂的重金属污染,单一重金属污染检测并不能很好地实际应用于环境污染监测,因而需要对重金属混合体系的生物毒性进行测评。本研究选取5种具有代表性的重金属为研究对象,以技术标准成熟的斑马鱼胚胎发育毒性试验为技术手段,进行重金属单一及二元混合体系生物毒性的检测与评价。所得主要结论如下:（1）单一重金属生物毒性研究。结果表明:不同重金属对斑马鱼胚胎的急性和发育毒性有很大差别。斑马鱼胚胎在试验过程中表现出不同的中毒效应,其中最为敏感的毒性终点为72 h孵化抑制率。以各金属离子对斑马鱼胚胎24 h半数致死效应来看,5种重金属离子的急性毒性从大到小依次为:Cu2+>Pb2+>Cr6+>Cd2+>Zn2+。斑马鱼胚胎对Cu2+和Pb2+较为敏感,可为环境中Cu、Cd污染提供生物预警。（2）重金属二元混合体系联合毒性研究。综合来看,C u2+与Pb2+、Cr6+的联合效应表现为拮抗作用;与Cd2+表现为协同作用;低浓度的Cu2+对Zn2+的毒性有拮抗作用,高浓度时二者的联合作用则表现为协同效应。Zn2+与各重金属离子的相互作用较为复杂,随Zn2+浓度的增加,Zn2+/Cd2+混合体系对斑马鱼胚胎的孵化抑制毒性表现为毒性减弱的拮抗效应,对斑马鱼胚胎的致死毒性表现为协同效应;而随着Zn2+浓度的增加,Zn2+/Cr6+混合体系对斑马鱼胚胎的毒性由拮抗效应逐渐转变为毒性剧增的协同效应。Pb2+与Cu2+、Zn2+、Cd2+、Cr6+的联合作用均表现为拮抗效应。Cd2+由于其对生物体细胞膜通透性的影响,与大部分金属离子的联合效应表现为协同性。（3）二元混合体系联合毒性评价。结果表明:由于各金属离子对生物的毒性效应机制不同,且随着染毒时间的延长混合体系中各组分的毒性强度会有消长,因此不同的重金属混合体系对斑马鱼胚胎的生物毒性不同。相同组分的混合体系在不同的配比下,对斑马鱼胚胎的生物毒性也存在差异。利用水生毒理联合效应相加指数法可以对重金属的联合毒性效应进行有效评价,但也存在很多不足和不全面的地方,因此需要采用更多更完善的评价方法来对混合体系的联合效应进行预测评估。
黎东[6]（2013）在《Cu2+、Zn2+对罗氏沼虾生长以及卵巢发育的影响》文中认为本文以罗氏沼虾（Macrobrachium rosenbergii）为研究对象，采用浸浴的方法，研究了Cu2+和Zn2+对罗氏沼虾幼体发育、仔虾生长和卵巢发育的影响。主要研究结果如下：1、Cu2+和Zn2+对罗氏沼虾蚤状幼体发育的影响将蚤状幼体（Z1）浸浴在含有Cu2+（0.0、0.5、1.0、2.0mg/L）和Zn2+（0.0、0.5、1.0、2.0mg/L）的水体中，直到蚤状幼体变态为仔虾。结果表明：当水体中的Cu2+浓度在0.5至2.0mg/L浓度范围内，均可促进罗氏沼虾蚤状幼体发育，且具有明显的剂量依存效应；Zn2+浓度低于1.0mg/L时（0.5和1.0mg/L），对蚤状幼体的发育起促进作用，但达到2.0mg/L则起抑制作用。2、Cu2+和Zn2+对罗氏沼虾仔虾生长的影响将罗氏沼虾仔虾（W=0.5±0.04g）浸浴在含有Cu2+（0.0、0.1、0.3mg/L）和Zn2+（0.0、0.05、0.15mg/L）及铜、锌交互的水体中，养殖60天。结果表明：水体中低浓度的Cu2+（0.1mg/L）就能显着抑制仔虾的生长；低浓度的Zn2+（0.05mg/L）对其生长的影响不显着，而高浓度Zn2+（0.15mg/L）能够显着的抑制仔虾的生长。Cu2+和Zn2+对罗氏沼虾仔虾的生长的联合作用表现为协同。随着仔虾的生长，其对Cu2+和Zn2+的解毒能力也在增强。3、Cu2+和Zn2+对罗氏沼虾卵巢发育的影响将罗氏沼虾亲虾浸浴在含有Cu2+（0.0、0.1、1.0mg/L）和Zn2+（0.0、0.05、1.0mg/L）及铜、锌交互的水体中。结果表明：①低浓度的的铜离子（0.1mg/L）和锌离子（0.05mg/L）对罗氏沼虾的单位体重抱卵量无明显影响，而高浓度的铜离子（1.0mg/L）和锌离子（1.0mg/L）均使其单位体重抱卵量极显着降低（P<0.01）；低浓度的铜离子能够导致卵巢组织中的卵母细胞出现轻度萎缩，高浓度的铜离子则会导致卵巢组织中的个别细胞破裂；低浓度的锌离子能够促进卵巢组织中的卵母细胞的成熟，高浓度的锌离子则会导致卵巢组织中的个别细胞破裂，细胞质外渗。②低浓度铜离子能显着降低血清中的甘油三酯和胆固醇的含量（P<0.05）；低浓度的锌离子对血清中的甘油三酯和胆固醇的含量无明显影响；高浓度的铜离子和锌离子均极显着使血清中甘油三酯和胆固醇降低（P<0.01）。③低浓度Cu2+显着抑制卵巢VTG的表达（P<0.05），低浓度Zn2+对卵巢VTG的表达无明显的影响；高浓度的Cu2+和Zn2+均极显着抑制卵巢VTG的表达（P<0.01）.低浓度Cu2+对VgR的表达无明显影响；高浓度的Cu2+和Zn2+都能够极显着抑制VgR的表达（P<0.01），但低浓度Zn2+能够促进VgR的表达（P<0.05）。④铜离子和锌离子对罗氏沼虾卵巢发育的影响表现为协同作用。
王志铮,任夙艺,赵晶,付英杰,杨鹏[7]（2013）在《Zn2+对日本沼虾（Macrobrachium nipponensis）的急性致毒效应》文中指出在水温（27.4±1.3）℃条件下,以体长（33.23±1.66）mm、体质量（0.7893±0.1518）g的日本沼虾为实验动物,采用静水停食法开展了Zn2+对日本沼虾的急性毒性实验,并以此为基础,测定了Zn2+不同质量浓度水平下日本沼虾的耗氧率与窒息点。结果表明:（1）Zn2+对日本沼虾的急性致死效应与其呼吸生理代谢受阻密切相关;（2）Zn2+对日本沼虾24h、48h、72h、96h的半致死质量浓度依次为1.493、0.844、0.643和0.464mg/L;（3）Zn2+对日本沼虾昼均、夜均和日均耗氧率均无显着影响的阈值为0.046mg/L,该值为Zn2+对日本沼虾急性毒性的安全质量浓度;（4）Zn2+对日本沼虾产生轻度胁迫和中度胁迫的质量浓度范围分别为0.046—0.064mg/L和0.064—0.082mg/L。
黄翔鹄,魏少红,周美华,江东[8]（2012）在《波吉卵囊藻对Cu2+、Zn2+耐受力和吸附作用的研究》文中提出研究了波吉卵囊藻（Oocystis borgei）对Cu2+和Zn2+的耐受力、吸附率和吸附量的作用规律。结果表明:Cu2+和Zn2+对波吉卵囊藻的生长和叶绿素a含量影响显着（P<0.05）。Cu2+和Zn2+含量的升高,对波吉卵囊藻生长的抑制增大,使叶绿素a含量下降;当Cu2+和Zn2+的含量分别小于0.001 mg/L和0.010 mg/L时,对波吉卵囊藻的生长和叶绿素a含量增加有一定的促进作用;Cu2+和Zn2+对波吉卵囊藻生长的96h-EC50分别为0.229 mg/L和17.390 mg/L。Cu2+含量为1.000mg/L和Zn2+含量为50.000 mg/L的组合,对波吉卵囊藻生长的抑制率为103.881%。Cu2+对波吉卵囊藻的毒性大于Zn2+。波吉卵囊藻对Cu2+和Zn2+有较好的吸附效果,当藻细胞含量为2.291×108ind/L时,对Zn2+的吸附率为81.444%;含量为2.891×108ind/L时,对Cu2+的吸附率为52.521%;吸附量分别为9.469 mg/g（5.208×10-9mg/ind）和2.914 mg/g（1.603×10-9mg/ind）,对波吉卵囊藻不会产生明显毒性。
吴丰昌,冯承莲,曹宇静,张瑞卿,李会仙,赵晓丽[9]（2011）在《我国铜的淡水生物水质基准研究》文中指出铜是生命体必需的一种微量元素,当铜的浓度超过一定范围时,又会对机体产生一定的毒害作用。为了有效控制铜给水生生物带来的不利影响,亟需开展铜的水质基准研究工作。以我国淡水生态系统为保护对象,收集和筛选了淡水水体中的生物物种和相应的毒性数据。用评价因子法、毒性百分数排序法和物种敏感度分布法分别推导了我国铜的淡水生物水质基准。结果表明,用评价因子法得出的铜的基准值为2.00μg·L-1;用毒性百分数排序法得出的铜的基准最大浓度和基准连续浓度分别为9.10和5.63μg·L-1;用物种敏感度分布法得出的保护95%物种的铜的短期危险浓度和长期危险浓度分别为30.00和9.44μg·L-1。3种方法得到的铜的水质基准值存在一定的差异性。通过比较分析,推荐采用物种敏感度分布法作为铜的基准推导的首选方法。研究结果对我国水质基准的制定具有一定的参考价值。
王庆伟[10]（2011）在《重金属、TPT和PCP对斑马鱼单一和联合毒性作用》文中认为本研究以斑马鱼为受试生物,以三苯基锡、五氯酚、铜、镉和铬为染毒物质,研究各染毒物质分别对斑马鱼单一和联合毒性作用,以及生理生化指标的影响,并探讨斑马鱼成为环境污染指示生物的可能性;同时测定了斑马鱼对染毒物质7d的瞬时BCF值。主要结果如下:1、实验结果表明:TPT、PCP、Cu2+、Cd2+和Cr6+对斑马鱼的96 h-LC50分别为1.2313×10-2、6.1195×10-2、0.296、17.719和64.636 mg/L,安全浓度分别为1.231×10-3、6.120×10-3、0.030、1.772和6.463 mg/L,TPT和PCP对斑马鱼是剧毒物质,Cu2+对斑马鱼是高毒物质,Cd2+和Cr6+对斑马鱼是低毒物质。五种染毒物质对斑马鱼的毒性顺序为:TPT>PCP>Cu2+>Cd2+>Cr6+。在等毒性配比下,Cu-Cd、Cu-Cr、Cd-Cr和TPT-PCP联合暴露96 h对斑马鱼的联合毒性作用类型分别为协同作用、拮抗作用、协同作用和协同作用。2、在4.18、6.27和8.36μg/L暴露7d下,斑马鱼对TPT的生物富集系数分别为251±23.81、291±30.35和321±19.27;在20.00μg/L暴露7d,斑马鱼对PCP的生物富集系数为382.7±8.31;在0.01、0.20和0.50 mg/L暴露7d,斑马鱼对Cu2+的生物富集系数分别为426.8±56.27、316.9±39.42和214.9±41.33;在0.50、4.00和5.00 mg/L暴露7d,斑马鱼对Cd2+的生物富集系数分别为1668.7±109.21、720.5±31.64和697.1±69.51;在30.00和50.00 mg/L暴露下,斑马鱼对Cr6+的生物富集系数分别为36.5±8.90和27.6±5.21。对TPT、PCP、Cu2+和Cd2+属于轻度富集,对Cr6+属于无富集。斑马鱼对重金属富集顺序为Cd2+>Cu2+≈PCP≈TPT>Cr6+。3、斑马鱼体内SOD酶活性在TPT、PCP、Cu2+、Cd2+和Cr6+暴露1d和7d胁迫下呈诱导效应;胁迫POD呈抑制效应;胁迫CAT随着暴露时间的延长,以诱导效应为主转变为抑制效应为主;AChE活性在TPT、PCP、Cu2+和Cr6+暴露1d和7d胁迫下呈诱导效应,而在Cd2+暴露1d和7d胁迫下呈抑制效应。暴露1d对酶的抑制顺序为,TPT: POD>CAT>SOD>AChE,中高浓度PCP: POD>AChE>CAT>SOD,Cu2+: CAT>AChE>POD>SOD,Cd2+: POD>AChE>CAT>SOD,中高浓度Cr6+: CAT>POD>AChE>SOD;暴露7d对酶活性的抑制顺序为,TPT: POD>CAT>AChE>SOD,PCP: POD>SOD >CAT>AChE,中高浓度的Cu2+: POD>CAT>AChE>SOD,Cd2+: POD>AChE>CAT>SOD,中高浓度Cr6+: POD>CAT>AChE>SOD。TPT、PCP、Cu2+、Cd2+和Cr6+单一胁迫斑马鱼SOD、POD、CAT和AChE活性变化显着,所以,SOD、POD、CAT和AChE活性变化可以作为水生环境中TPT、PCP、Cu2+、Cd2+和Cr6+污染胁迫的敏感环境毒理学参数。4、五种染毒物质胁迫CAT均有显着影响,且随暴露时间延长,影响作用越显着,暴露7d和14d胁迫CAT时,在染毒物质暴露剂量和CAT活性之间均呈现显着的抛物线性相关,具有良好的剂量-效应关系,可利用斑马鱼为指示生物,以CAT活性为指标来检测TPT、PCP、Cu2+、Cd2+和Cr6+污染情况。
二、Cu~(2+)、Zn~(2+)、Cd~(2+)对罗氏沼虾幼虾的毒性作用（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、Cu~(2+)、Zn~(2+)、Cd~(2+)对罗氏沼虾幼虾的毒性作用（论文提纲范文）
（1）陆源排污对近岸海域水质及渔业资源的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国外研究现状 |
| 1.2.2 国内研究现状 |
| 1.3 研究方向 |
| 第二章 陆源排污口海域水质现状 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 采样点设置 |
| 2.1.2 采样与分析方法 |
| 2.2 结果 |
| 2.3 讨论 |
| 第三章 钱塘江和椒江入海污染物扩散预测 |
| 3.1 水文动力环境模拟 |
| 3.2 钱塘江入海口污染物扩散预测 |
| 3.3 椒江入海口污染物扩散预测 |
| 第四章 余姚和椒江沿海排污口入海污染物扩散预测 |
| 4.1 余姚某排污口污染物扩散预测 |
| 4.2 调查的椒江口某排污口污染物扩散预测 |
| 第五章 陆源污染物对水产生物的影响 |
| 5.1 污染物对水产生物的毒理毒性 |
| 5.2 陆源排污对水产生物的影响生态风险分析 |
| 5.2.1 重金属对水产生物的影响 |
| 5.2.2 氮、磷对水产生物的影响 |
| 5.2.3 COD对水产生物的影响 |
| 第六章 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文及研究成果 |
（2）重金属对凡纳滨对虾血细胞吞噬活力的影响（论文提纲范文）
| 1 材料和方法 |
| 1.1 材料与试剂 |
| 1.2 血细胞悬液的制备 |
| 1.3 离体重金属胁迫 |
| 1.4 流式细胞仪 |
| 1.5 吞噬活力测定 |
| 1.6 统计分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 Cd2+对血细胞吞噬活力的影响 |
| 2.2 Hg2+对血细胞吞噬活力的影响 |
| 2.3 Cu2+对血细胞吞噬活力的影响 |
| 2.4 Zn2+对血细胞吞噬活力的影响 |
| 2.5 吞噬活力抑制率 |
| 3 讨论 |
（3）重金属对罗氏沼虾血细胞活性和酯酶活力的影响（论文提纲范文）
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 样品制备 |
| 1.3 离体重金属胁迫实验 |
| 1.4 细胞活性的测定 |
| 1.5 非特异性酯酶活力 |
| 1.6 统计分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 Cd2+胁迫 |
| 2.2 Hg2+胁迫 |
| 2.3 Cu2+胁迫 |
| 2.4 Zn2+胁迫 |
| 2.5 重金属的剂量效应 |
| 3 讨论 |
| 3.1 重金属对血细胞活性的影响 |
| 3.2 重金属对酯酶活力的影响 |
| 3.3 重金属的剂量效应 |
（4）Cd2+和Pb2+单一与复合污染对脊尾白虾的急性毒性效应研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验设计 |
| 1.2.1 单一急性毒性实验 |
| 1.2.2 复合急性毒性实验 |
| 1.3 数据处理和分析 |
| 2 实验结果与分析 |
| 2.1 脊尾白虾的中毒症状 |
| 2.2 单一急性毒性实验 |
| 2.3 复合急性毒性实验 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（5）斑马鱼胚胎发育毒性试验评价重金属联合生物毒性（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和研究意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 模式生物斑马鱼在生物毒性研究中的进展 |
| 1.2.2 重金属联合生物毒性的研究进展 |
| 1.3 研究内容及研究目标 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究目标 |
| 第2章 单一重金属斑马鱼胚胎发育毒性研究 |
| 2.1 单一重金属斑马鱼胚胎发育毒性试验 |
| 2.1.1 供试生物 |
| 2.1.2 试剂和器材 |
| 2.1.3 试验测试方法 |
| 2.1.4 质量控制与保证 |
| 2.1.5 试验步骤 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 Cu~(2+)的斑马鱼胚胎发育毒性 |
| 2.2.2 Zn~(2+)斑马鱼胚胎发育毒性 |
| 2.2.3 Pb~(2+)斑马鱼胚胎发育毒性 |
| 2.2.4 Cd~(2+)斑马鱼胚胎发育毒性 |
| 2.2.5 Cr~(6+)斑马鱼胚胎发育毒性 |
| 2.2.6 讨论 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 二元重金属混合物斑马鱼胚胎联合生物毒性与评价 |
| 3.1 二元重金属混合物联合生物毒性试验 |
| 3.1.1 Cu~(2+) 二元混合物联合生物毒性试验 |
| 3.1.2 Zn~(2+) 二元混合物联合生物毒性试验 |
| 3.1.3 Pb~(2+) 二元混合物联合生物毒性试验 |
| 3.1.4 Cd~(2+) 二元混合物联合生物毒性试验 |
| 3.1.5 Cr~(6+) 二元混合物联合生物毒性试验 |
| 3.2 联合毒性作用评价 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Cu~(2+)与Zn~(2+)的联合生物毒性 |
| 3.3.2 Cu~(2+)与Pb~(2+)的联合生物毒性 |
| 3.3.3 Cu~(2+)与Cd~(2+)的联合生物毒性 |
| 3.3.4 Cu~(2+)与Cr~(6+)的联合生物毒性 |
| 3.3.5 Zn~(2+)与Pb~(2+)的联合生物毒性 |
| 3.3.6 Zn~(2+)与Cd~(2+)的联合生物毒性 |
| 3.3.7 Zn~(2+)与Cr~(6+)的联合生物毒性 |
| 3.3.8 Pb~(2+)与Cd~(2+)的联合生物毒性 |
| 3.3.9 Pb~(2+)与Cr~(6+)的联合生物毒性 |
| 3.3.10 Cd~(2+)与Cr~(6+)的联合生物毒性 |
| 3.3.11 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 3.4.1 Cu~(2+)二元混合物的联合生物毒性 |
| 3.4.2 Zn~(2+) 二元混合物的联合生物毒性 |
| 3.4.3 Pb~(2+)二元混合物的联合生物毒性 |
| 3.4.4 Cd~(2+)二元混合物的联合生物毒性 |
| 3.4.5 Cr~(6+)二元混合物的联合生物毒性 |
| 第4章 结论与建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.1.1 单一重金属斑马鱼胚胎发育毒性研究。 |
| 4.1.2 二元重金属联合生物毒性研究。 |
| 4.2 建议 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（6）Cu2+、Zn2+对罗氏沼虾生长以及卵巢发育的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 重金属污染现状 |
| 1.2 重金属离子对水生动物的影响 |
| 1.2.1 重金属离子对水生动物的毒性及解毒机理 |
| 1.2.2 重金属离子对水生动物幼体发育的影响 |
| 1.2.3 重金属离子对水生动物组织结构的影响 |
| 1.2.4 重金属离子之间的联合毒性效应 |
| 1.3 环境因子对罗氏沼虾影响的研究现状 |
| 1.3.1 罗氏沼虾的生物学特性 |
| 1.3.2 重金属离子对罗氏沼虾的影响 |
| 1.3.3 环境内分泌干扰物对罗氏沼虾的影响 |
| 1.4 本研究的目的及意义 |
| 2 Cu~(2+)、Zn~(2+)对罗氏沼虾蚤状幼体发育长的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 材料 |
| 2.1.2 方法 |
| 2.1.3 数据收集与处理 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 Cu~(2+)对罗氏沼虾蚤状幼体发育的影响 |
| 2.2.2 Zn~(2+)对罗氏沼虾蚤状幼体发育的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 3 Cu~(2+)、Zn~(2+)对罗氏沼虾仔虾生长的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 材料 |
| 3.1.2 方法 |
| 3.1.3 数据处理 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 铜离子对罗氏沼虾仔虾生长的影响 |
| 3.2.2 锌离子对罗氏沼虾仔虾生长的影响 |
| 3.2.3 铜离子和锌离子对罗氏沼虾仔虾生长的联合作用 |
| 3.3 讨论 |
| 4 Cu~2+、Zn~2+对罗氏沼虾卵巢发育的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 材料 |
| 4.1.2 方法 |
| 4.2 实验结果 |
| 4.2.1 Cu~(2+)、Zn~(2+)对罗氏沼虾单位体重的抱卵量的影响 |
| 4.2.2 Cu~(2+)、Zn~(2+)对罗氏沼虾卵巢组织结构的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 5 Cu~(2+)、Zn~(2+)对罗氏沼虾血清中甘油三酯和胆固醇的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 材料 |
| 5.1.2 方法 |
| 5.2 实验结果 |
| 5.2.1 铜离子对罗氏沼虾血清中甘油三酯和胆固醇的影响 |
| 5.2.2 锌离子对罗氏沼虾血清中甘油三酯和胆固醇的影响 |
| 5.2.3 铜离子和锌离子对罗氏沼虾血清中甘油三酯和胆固醇的联合作用 |
| 5.3 讨论 |
| 6 Cu~(2+)、Zn~(2+)对罗氏沼虾卵巢卵黄蛋白原和卵黄蛋白受体的影响 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 材料 |
| 6.1.2 方法 |
| 6.1.3 数据处理 |
| 6.2 实验结果 |
| 6.2.1 铜离子对罗氏沼虾卵巢卵黄蛋白原和卵黄蛋白受体的影响 |
| 6.2.2 锌离子对罗氏沼虾卵黄蛋白原和卵黄蛋白受体的影响 |
| 6.2.3 铜离子和锌离子对罗氏沼虾卵巢 VTG 和 VgR 表达的联合作用 |
| 6.3 讨论 |
| 7 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 导师简介 |
| 图版一：铜离子和锌离子对罗氏沼虾卵巢组织结构的影响 |
（7）Zn2+对日本沼虾（Macrobrachium nipponensis）的急性致毒效应（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.1.1 实验动物 |
| 1.1.2 试剂 |
| 1.1.3理化条件 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 Zn2+对日本沼虾的急性毒性实验 |
| 1.2.2 Zn2+对日本沼虾幼虾耗氧率与窒息点的影响实验 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果 |
| 2.1 急性毒性死亡率与死亡症状 |
| 2.2 急性致毒特征 |
| 2.3 耗氧率 |
| 2.4 窒息点 |
| 3 讨论 |
（9）我国铜的淡水生物水质基准研究（论文提纲范文）
| 1 研究方法 (Methodology) |
| 1.1 水质基准推导方法 |
| 1.2 数据收集和筛选方法 |
| 2 结果与分析 (Results and analysis) |
| 2.1 评价因子法 |
| 2.2 毒性百分数排序法 |
| 2.3 物种敏感度分布法 |
| 3 讨论 (Discussion) |
（10）重金属、TPT和PCP对斑马鱼单一和联合毒性作用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 水环境重金属概述 |
| 1.1.1 重金属对水生动物毒性研究概述 |
| 1.1.2 铜的毒性概述 |
| 1.1.3 镉的毒性概述 |
| 1.1.4 铬的毒性概述 |
| 1.1.5 铜、镉、铬对水生动物毒性研究进展 |
| 1.2 水环境有机物概述 |
| 1.2.1 有机物对水生动物毒性研究概述 |
| 1.2.2 TPT 的毒性概述 |
| 1.2.3 PCP 的毒性概述 |
| 1.2.4 TPT 和PCP 对水生动物毒性研究进展 |
| 1.3 环境化学污染物的联合作用研究进展 |
| 1.3.1 联合作用的基本概念 |
| 1.3.2 联合作用类型的评定体系 |
| 1.4 本课题的目的和意义 |
| 1.5 本课题的研究内容 |
| 2 材料和方法 |
| 2.1 实验试剂和仪器设备 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器设备 |
| 2.2 实验材料和试剂的制备 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 试剂的制备 |
| 2.3 总体技术路线图 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 重金属、TPT 和PCP 对斑马鱼单一和联合毒性作用 |
| 2.4.2 斑马鱼对重金属、TPT 和PCP 瞬时BCF 测定 |
| 2.4.3 重金属、TPT 和PCP 对斑马鱼蛋白质的测定 |
| 2.4.4 重金属、TPT 和PCP 对斑马鱼活性影响的测定 |
| 2.4.5 数据处理 |
| 3 结果、分析与讨论 |
| 3.1 重金属、TPT 和PCP 对斑马鱼LC50和联合作用类型 |
| 3.1.1 单一染毒物质对斑马鱼的LC50实验结果 |
| 3.1.2 分析与讨论 |
| 3.1.3 染毒物质对斑马鱼联合作用类型实验结果 |
| 3.1.4 分析与讨论 |
| 3.2 重金属和TPT、PCP 对斑马鱼生物富集系数的影响 |
| 3.2.1 瞬时生物富集系数测定实验结果 |
| 3.2.2 分析与讨论 |
| 3.3 重金属和TPT、PCP 对斑马鱼SOD 酶活性的影响 |
| 3.3.1 TPT 暴露1d 和7d 对斑马鱼SOD 活性的影响 |
| 3.3.2 PCP 暴露1d 和7d 对斑马鱼SOD 活性的影响 |
| 3.3.3 Cu~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼SOD 活性的影响 |
| 3.3.4 Cd~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼SOD 活性的影响 |
| 3.3.5 Cr~(6+)暴露1d 和7d 对斑马鱼SOD 活性的影响 |
| 3.3.6 分析与讨论 |
| 3.4 重金属和TPT、PCP 对斑马鱼POD 酶活性的影响 |
| 3.4.1 TPT 暴露1d 和7d 对斑马鱼POD 活性的影响 |
| 3.4.2 PCP 暴露1d 和7d 对斑马鱼POD 活性的影响 |
| 3.4.3 Cu~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼POD 活性的影响 |
| 3.4.4 Cd~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼POD 活性的影响 |
| 3.4.5 Cr~(6+)暴露1d 和7d 对斑马鱼POD 活性的影响 |
| 3.4.6 分析与讨论 |
| 3.5 重金属和TPT、PCP 对斑马鱼CAT 酶活性的影响 |
| 3.5.1 TPT 暴露1d 和7d 对斑马鱼CAT 活性的影响 |
| 3.5.2 PCP 暴露1d 和7d 对斑马鱼CAT 活性的影响 |
| 3.5.3 Cu~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼CAT 活性的影响 |
| 3.5.4 Cd~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼CAT 活性的影响 |
| 3.5.5 Cr~(6+)暴露1d 和7d 对斑马鱼CAT 活性的影响 |
| 3.5.6 分析与讨论 |
| 3.6 重金属和TPT、PCP 对斑马鱼AChE 酶活性的影响 |
| 3.6.1 TPT 暴露1d 和7d 对斑马鱼AChE 活性的影响 |
| 3.6.2 PCP 暴露1d 和7d 对斑马鱼AChE 活性的影响 |
| 3.6.3 Cu~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼AChE 活性的影响 |
| 3.6.4 Cd~(~(2+))暴露1d 和7d 对斑马鱼AChE 活性的影响 |
| 3.6.5 Cr~(6+)暴露1d 和7d 对斑马鱼AChE 活性的影响 |
| 3.6.6 分析与讨论 |
| 3.7 染毒物质对酶活性影响小结 |
| 3.7.1 TPT 对斑马鱼SOD、POD、CAT 和AChE 影响分析 |
| 3.7.2 PCP 对斑马鱼SOD、POD、CAT 和AChE 影响分析 |
| 3.7.3 Cu~(2+)对斑马鱼SOD、POD、CAT 和AChE 影响分析 |
| 3.7.4 Cd~(2+)对斑马鱼SOD、POD、CAT 和AChE 影响分析 |
| 3.7.5 Cr~(6+)对斑马鱼SOD、POD、CAT 和AChE 影响分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 CAT 作为生物监测与预警指标的探讨 |
| 4.1 选取CAT 作为生物监测与预警指标的依据 |
| 4.2 染毒物质剂量对CAT 活性的影响 |
| 4.2.1 TPT 暴露剂量和CAT 酶活性响应关系分析 |
| 4.2.2 PCP 暴露剂量和CAT 酶活性响应关系分析 |
| 4.2.3 Cu~(2+)暴露剂量和CAT 酶活性响应关系分析 |
| 4.2.4 Cd~(2+)暴露剂量和CAT 酶活性响应关系分析 |
| 4.2.5 Cr~(6+)暴露剂量和CAT 酶活性响应关系分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 一、结论 |
| 二、研究创新点 |
| 三、展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文 |
四、Cu~(2+)、Zn~(2+)、Cd~(2+)对罗氏沼虾幼虾的毒性作用（论文参考文献）
- [1]陆源排污对近岸海域水质及渔业资源的影响研究[D]. 严芳芳. 浙江海洋大学, 2020(01)
- [2]重金属对凡纳滨对虾血细胞吞噬活力的影响[J]. 汪蕾,张秀霞,鲁耀鹏,郑佩华,冼健安. 河北渔业, 2019(02)
- [3]重金属对罗氏沼虾血细胞活性和酯酶活力的影响[J]. 郭慧,张秀霞,郑佩华,鲁耀鹏,冼健安. 中国水产科学, 2017(05)
- [4]Cd2+和Pb2+单一与复合污染对脊尾白虾的急性毒性效应研究[J]. 谢嘉,滕佳,刘永亮,杨顶珑,曹瑞文,陈丽竹,王清,李斐,吉成龙,吴惠丰,丛明,赵建民. 海洋科学, 2017(05)
- [5]斑马鱼胚胎发育毒性试验评价重金属联合生物毒性[D]. 邢胜男. 上海师范大学, 2016(02)
- [6]Cu2+、Zn2+对罗氏沼虾生长以及卵巢发育的影响[D]. 黎东. 广东海洋大学, 2013(S1)
- [7]Zn2+对日本沼虾（Macrobrachium nipponensis）的急性致毒效应[J]. 王志铮,任夙艺,赵晶,付英杰,杨鹏. 海洋与湖沼, 2013(01)
- [8]波吉卵囊藻对Cu2+、Zn2+耐受力和吸附作用的研究[J]. 黄翔鹄,魏少红,周美华,江东. 上海海洋大学学报, 2012(03)
- [9]我国铜的淡水生物水质基准研究[J]. 吴丰昌,冯承莲,曹宇静,张瑞卿,李会仙,赵晓丽. 生态毒理学报, 2011(06)
- [10]重金属、TPT和PCP对斑马鱼单一和联合毒性作用[D]. 王庆伟. 青岛科技大学, 2011(07)