一、DNA链断裂作为醛类污染物接触标志物的研究（论文文献综述）
赵利芳[1]（2021）在《大气PM2.5及其它污染因子致肺损伤分子机制研究》文中认为细颗粒物(PM2.5)是近年来研究较多的主要大气污染物。它与哮喘、慢性阻塞性肺炎和肺癌等密切相关,已被国际癌症研究机构（IARC）确定为一类致癌物。PM2.5中有机成分硝基多环芳烃（NPAHs）因具有致突性和致癌性被广泛关注。二氧化硫（SO2）也是常见大气污染物,会刺激呼吸道,引发肺炎和哮喘等疾病。此外,大气中生物组分内毒素,也称作脂多糖（LPS）,与哮喘发作、肺损伤有关,其对公众健康的危害也受到学者重视。《健康中国行动（2019-2030年）》提出要防治重大疾病,改善环境质量,保障民生健康。围绕此重大需求,本研究以大气重要组分PM2.5为主,探讨气道滴注太原大气PM2.5与其有机组分NPAHs暴露、太原真实环境大气PM2.5暴露、气道滴注太原大气PM2.5和SO2动态吸入复合暴露、临汾真实环境大气PM2.5和腹腔注射LPS复合暴露对肺损伤的毒性效应,进而揭示三种大气组分致肺部相关疾病的毒理机制。主要包括以下内容:1、研究太原市大气PM2.5及其有机组分NPAHs典型代表物1-硝基芘（1-NP）和9-硝基蒽（9-NA）对肺DNA损伤的效应。研究发现,PM2.5暴露会引起DNA损伤,但PM2.5中1-NP和9-NA是否会损害DNA以及这两种物质对PM2.5毒性是否有贡献有待深入研究。本章研究对雄性Wistar大鼠分别气道滴注二甲基亚砜（DMSO）、PM2.5（1.5mg/kg b.w.）混悬液、1-NP低中高浓度染毒液(1-NP-1:1.0×10-5 mg/kg b.w.、1-NP-2:4.0×10-5 mg/kg b.w.和1-NP-3:1.6×10-4mg/kg b.w.)和9-NA低中高浓度染毒液(9-NA-1:1.3×10-5mg/kg b.w.、9-NA-2:4.0×10-5 mg/kg b.w.和9-NA-3:1.2×10-4mg/kg b.w.)。隔天滴注1次,连续10天。采用彗星实验（Comet assay）观察大鼠肺细胞DNA链损伤情况,利用SDS-KCl沉淀法测定大鼠肺组织中DNA-蛋白交联（DPC）率,并通过酶联免疫吸附法（ELISA）考察DNA氧化损伤标志物8-羟基脱氧鸟苷（8-OHd G）、氧化应激因子（血红素氧合酶1（HO-1）、丙二醛（MDA）和超氧化物歧化酶（SOD））和代谢酶（谷胱甘肽S-转移酶（GST）、细胞色素P450（CYP450）、细胞色素P4501A1（CYP1A1）和细胞色素P4501A2（CYP1A2））表达量。利用实时定量PCR（RT-PCR）和蛋白免疫印迹技术（WB）检测大鼠肺组织DNA损伤修复相关因子（8-氧鸟嘌呤DNA糖基化酶（OGG1）、8-羟基鸟嘌呤核苷酸（MTH1）和x射线修复交叉互补群1（XRCC1））变化。结果表明PM2.5、1-NP和9-NA能通过影响DNA修复能力,增强氧化应激和生物转化而诱导DNA损伤。另外,Pearson相关分析发现在剂量近似相等的条件下,1-NP中浓度和PM2.5、9-NA中浓度和PM2.5引起肺DNA损伤标志物表达变化有相关性。提示1-NP和9-NA在PM2.5致肺DNA损伤中起到一定贡献。此研究结果为PM2.5中NPAHs的肺毒理学机制研究提供了实验依据。2、从DNA甲基化角度深入研究了太原真实环境大气PM2.5暴露对肺DNA损伤的影响。研究证实,DNA甲基化与DNA损伤有相关性,但真实环境大气PM2.5暴露致肺DNA损伤的修饰机制还不清楚。本章研究采用PM2.5全身吸入式暴露系统,对雄性SD大鼠进行山西省太原市环境大气PM2.5吸入暴露1个月和2个月。采用苏木精-伊红（HE）染色分析大鼠肺部病理特征,结合ELISA、WB和RT-PCR技术检测炎症因子（肿瘤坏死因子-α（TNF-α）和白介素-6（IL-6））、氧化应激相关因子（羟基自由基（HO·）、超氧阴离子自由基（O2-·）、NO、诱导型一氧化氮合酶（i NOS）、MDA、SOD和GST）、DNA损伤修复相关因子（DNA损伤诱导基因153（GADD153）、8-OHd G和磷酸化组蛋白H2AX（γ-H2AX））和癌症相关因子（原癌基因c-fos、c-jun和抑癌基因PTEN）表达。为深入研究DNA损伤机制,采用亚硫酸氢盐测序法测定OGG1和MTH1启动子区DNA甲基化状态。结果表明,1月和2月PM2.5实时吸入暴露能对大鼠肺部造成病理损伤和DNA损伤,并影响炎症因子、氧化应激相关因子和DNA损伤修复基因（MTH1和OGG1）表达。此外,2个月PM2.5暴露显着降低了OGG1启动子区2的DNA甲基化水平。这提示DNA损伤与氧化应激有关,且OGG1启动子区DNA甲基化水平改变可能是PM2.5致大鼠肺遗传毒性的一个重要机制。最后,通过分析c-fos、c-jun和PTEN表达结果,发现PM2.5实时吸入暴露能引起癌症相关的及早基因和抑癌基因表达异常,有增加肺癌风险的潜在可能。此研究结果为PM2.5对表观遗传学修饰的影响提供了一定参考价值。3、从炎症通路角度分析了PM2.5和SO2复合暴露对肺损伤的机制。PM2.5和SO2是两种较常见的大气污染物。研究发现,它们单独暴露分别能增加肺部疾病发病率。山西省太原市大气污染以煤烟型污染为主,PM2.5和SO2是主要的煤炭燃烧产物。二者复合暴露的毒性效应对阐释大气污染致肺毒性的机制有重要意义。因此,本章研究将雄性Wistar大鼠随机分为6组:对照组（隔天气道滴注生理盐水）,SO2吸入组（隔天动态吸入5.6 mg/m3 SO2）,PM2.5暴露组(隔天滴注1.5 mg/kg b.w.PM2.5),SO2和PM2.5低、中、高浓度联合暴露组(隔天吸入5.6 mg/m3SO2,并同时分别滴注1.5、6.0和24.0mg/kg b.w.PM2.5)。每次吸入SO2时间为6 h,滴注或吸入在同一天进行,连续10天。通过HE染色观察不同处理组大鼠肺组织病理损伤程度,结合透射电子显微镜（TEM）观察肺组织超微结构变化,利用瑞氏-吉姆萨染色法计数肺泡灌洗液（BALF）中炎性细胞数量,并通过ELISA考察细胞因子（TNF-α、IL-6和白介素1β（IL-1β））和炎症通路相关因子（核因子κB（NF-κB）抑制蛋白α（IκBα）、NF-κB抑制蛋白激酶β（IKKβ）和i NOS）改变。利用RT-PCR和WB技术检测大鼠肺组织细胞间黏附分子1（ICAM-1）、NF-κB、磷酸化p38（p-p38）和Toll样受体4（TLR4）表达水平。结果表明,SO2单独暴露未引起大鼠肺部明显炎症反应。PM2.5暴露增加了BALF中炎性细胞数目和炎症损伤。重要的是,与对照组/SO2组相比,SO2和PM2.5（1.5、6.0和24.0 mg/kg b.w.）复合暴露导致大鼠肺部出现明显病理损伤和超微结构损伤,并诱导BALF部分炎症细胞数量增多,激活了炎性通路TLR4/p38/NF-κB相关因子的异常表达,最终引起肺损伤。此研究为了解PM2.5与SO2协同加重肺部疾病的毒理学机制提供了更多理论依据。4、从铁死亡和组织纤维化角度研究了临汾真实环境大气PM2.5和LPS复合暴露对肺损伤的影响。PM2.5和内毒素普遍存在于大气中。研究表明,铁死亡与呼吸系统疾病发生有关,且PM2.5和LPS单独暴露均能引起铁死亡,但关于二者复合暴露影响肺组织铁死亡和纤维化相关因子表达的研究还很缺乏。本章研究将雄性BALB/c小鼠随机分为4组:洁净空气暴露组（注射PBS缓冲液）、PM2.5暴露组（注射PBS缓冲液）、LPS暴露组（注射LPS溶液）及PM2.5和LPS复合暴露组（注射LPS溶液）。采用腹腔注射方式对小鼠进行PBS缓冲液或LPS溶液（0.12 mg/mL）处理,每周注射1次,每次注射50μL。同时,采用PM2.5全身吸入式暴露系统对小鼠进行山西省临汾市真实环境大气PM2.5吸入暴露23周。通过HE染色观察不同组小鼠肺病理损伤程度,并采用ELISA技术考察炎性因子（TNF-α和IL-6）、氧化应激相关因子（SOD、谷胱甘肽（GSH）、过氧化氢酶（CAT）、MDA和4-羟基壬烯醛（4-HNE））和Fe2+水平的改变。利用WB技术检测小鼠肺组织中铁死亡指标（谷胱甘肽过氧化酶4（GPX4）、溶质载体家族7成员11（SLC7A11）和膜铁转运蛋白1（FPN1））和纤维化相关因子（α-平滑肌肌动蛋白（α-SMA）、胶原蛋白I（Collagen I）和胶原蛋白III（Collagen III））水平。通过Masson实验测定小鼠肺组织胶原含量变化。结果表明,与对照组/LPS组/PM2.5组相比,PM2.5和LPS复合暴露可加重肺病理损伤,引起炎性因子和氧化应激相关指标异常表达,诱导铁离子水平增加,导致铁死亡相关因子（GPX4、SLC7A11和FPN1）表达下降,4-HNE和MDA累积,诱导铁死亡发生。此外,复合暴露使肺沉积了大量胶原介质,引起纤维化相关因子表达显着增加。PM2.5和LPS单独暴露未引起这些因子明显改变。此研究揭示了PM2.5与LPS协同暴露致小鼠肺组织发生铁死亡和纤维化的毒理机制。不同地区大气污染多样,PM2.5组分复杂,且不同地区不同污染成分引起的呼吸系统疾病机制不同。鉴于此,本研究选择山西省污染较严重的太原市和临汾市为研究现场,建立了各种动物暴露模型。针对不同的PM2.5暴露模式,首先研究PM2.5及其吸附的NPAHs致肺DNA损伤效应,然后从DNA甲基化角度探讨PM2.5对肺DNA损伤的分子机制。之后建立PM2.5与SO2复合暴露模型,以炎症经典通路为主,研究不同浓度PM2.5和SO2复合暴露诱导大鼠肺炎症损伤的分子机制。最后,建立PM2.5和LPS复合暴露模型,阐明其对小鼠肺组织铁死亡和纤维化相关指标的影响。综上,本研究多维度研究了大气三种污染物染对肺部疾病的损伤效应。进一步为我国典型地区大气环境污染与健康领域研究的发展提供新的实验依据。
程亚莉[2]（2021）在《微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓的毒性效应》文中进行了进一步梳理随着地膜覆盖栽培技术的广泛应用,我国地膜的使用量和覆盖栽培面积逐年增加。然而,由于地膜生产原料多为化学性质稳定的聚乙烯或聚氯乙烯,在环境中难以降解,加之当前地膜回收再利用技术欠缺,导致地膜残留问题日益突出。土壤中的残留地膜在耕作、紫外照射、风化及微生物降解等共同作用下逐渐破碎、裂解进而形成微塑料。作为一类新型污染物,微塑料除自身被发现具有潜在不良生态效应外,其与共存污染物的复合污染问题也引起了国内外学者的广泛关注。莠去津是农业生产中广泛应用的三嗪类除草剂,由于其残留期长,加之多年过量使用,已在土壤、地下水和地表水中被广泛检出。已有研究表明,进入环境后的莠去津能够被生物蓄积,并对非靶标生物产生毒性效应。研究进一步表明,莠去津能够对生殖系统、内分泌系统、中枢神经系统和免疫系统产生影响。随着地膜和莠去津的广泛使用,农田土壤中地膜源微塑料和莠去津污染日益严重,然而有关地膜源微塑料与莠去津复合污染的研究则相对较少。本研究分别以未经使用的聚乙烯地膜和农田残留的聚乙烯地膜为原材料,制备未老化聚乙烯地膜源微塑料（unaged polyethylene mulch film-derived microplastics,PE MPs）和田间老化聚乙烯地膜源微塑料（field-aged polyethylene mulch film-derived microplastics,PE-aged MPs）,以莠去津作为土壤中典型的有机污染物,以赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）作为受试生物,系统研究上述地膜源微塑料（PE MPs和PE-aged MPs,550～1000μm）与不同浓度莠去津（0.02 mg/kg和2.0 mg/kg）单一及复合暴露（28 d）对蚯蚓的氧化胁迫效应、DNA损伤以及生理相关基因表达的影响,并结合综合生物标志物响应指数（integrated biomarker response index,IBR）从上述三方面评估地膜源微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓的毒性大小及差异。本研究能够为微塑料与共存污染物复合污染的生态风险评估提供数据支撑。本研究的主要结果如下:（1）地膜源微塑料（PE MPs和PE-aged MPs）与莠去津（0.02 mg/kg和2.0 mg/kg）单一及复合暴露均能够导致蚯蚓体内活性氧簇（reactive oxygen species,ROS）含量显着升高,导致超氧化物歧化酶（superoxide dismutase,SOD）、过氧化氢酶（catalase,CAT）和谷胱甘肽硫转移酶（glutathione S-transferase,GST）活性显着降低,并引起蚯蚓体内DNA氧化损伤产物8-羟基脱氧鸟苷（8-hydroxydeoxyguanosine,8-OHd G）含量显着升高,进而对蚯蚓造成氧化损伤;导致蚯蚓体腔细胞DNA链发生断裂,即Olive尾矩（olive tail moment,OTM）值显着增加,进而对蚯蚓体腔细胞DNA造成损伤;导致蚯蚓体内钙网蛋白（calreticulin,CRT）、产卵激素（annetocin,ANN）、翻译控制肿瘤蛋白（translationally controlled tumor protein,TCTP）和热休克蛋白70（heat shock protein 70,Hsp70）基因相对表达水平发生显着变化。（2）对于地膜源微塑料与莠去津单一暴露而言,对比两种地膜源微塑料可以发现,PE-aged MPs暴露组蚯蚓的IBR值（氧化胁迫效应）、IBR值（生理相关基因表达）以及OTM值均高于PE MPs暴露组,表明PE-aged MPs对蚯蚓的毒性效应高于PE MPs;对比不同浓度莠去津可以发现,2.0 mg/kg莠去津暴露组蚯蚓的IBR值（氧化胁迫效应）、IBR值（生理相关基因表达）以及OTM值均高于0.02 mg/kg莠去津暴露组,表明莠去津对蚯蚓的毒性效应呈现出明显的剂量-效应关系,即随着莠去津暴露浓度的增加,其对蚯蚓的毒性效应也增强。（3）对于地膜源微塑料与莠去津复合暴露而言,大部分复合暴露组,尤其是地膜源微塑料与高浓度莠去津（2.0 mg/kg）复合暴露组蚯蚓的IBR值（氧化胁迫效应）和OTM值均高于相应的单一暴露组,表明地膜源微塑料与莠去津复合暴露能够增强其对蚯蚓的氧化胁迫效应和DNA损伤;与此不同,地膜源微塑料与莠去津复合暴露组蚯蚓的IBR值（生理相关基因表达）较单一暴露组蚯蚓的IBR值（生理相关基因表达）并未表现出统一规律;此外,对比两种地膜源微塑料可以发现,PE-aged MPs与2.0 mg/kg莠去津复合暴露组蚯蚓的IBR值（氧化胁迫效应）和OTM值较PE MPs与2.0 mg/kg莠去津复合暴露组升高,表明PE-aged MPs与2.0 mg/kg莠去津复合暴露对蚯蚓的毒性效应较PE MPs与2.0 mg/kg莠去津复合暴露增强。
褚梦颖[3]（2021）在《蛆症异蚤蝇Megaselia scalaris对重金属镉的毒性反应和解毒机制研究》文中研究说明镉（cadmiun,Cd）是重要的重金属污染物,不仅对人类和生物产生直接的毒害作用,还可以在生物体内富集,并通过食物链在生物体间迁移,影响生态系统。昆虫种类多,分布广,在食物链中承担重要角色,既是重金属的消耗者和富集者,也是重金属的传递者,研究生物在镉胁迫下的毒理反应,对重金属的生物修复和生物监测有重要作用。本研究以蛆症异蚤蝇M.scalaris为试验材料,首次从个体发育、内部解剖、酶学和分子层面较为全面且详细的研究了Cd2+对蛆症异蚤蝇产生的毒性效应以及蛆症异蚤蝇对Cd2+的生理响应机制。主要结论如下:（1）不同浓度Cd2+胁迫条件下,亲代蛆症异蚤蝇M.scalaris幼虫的体长、体重、化蛹率以及成虫的羽化率和寿命均随着胁迫浓度的升高而显着降低（P<0.05）。Cd2+胁迫显着延长了蛆症异蚤蝇M.scalaris亲代的发育历期和蛹期（P<0.05）且具有浓度依赖性。Cd2+胁迫对蛆症异蚤蝇M.scalaris亲代成虫的雌雄比产生了显着影响（P<0.05）。结果表明,Cd2+胁迫可以抑制蛆症异蚤蝇M.scalaris个体生长发育,同时,由于个体生物学指标的变化,也可能改变蛆症异蚤蝇M.scalaris种群数量和结构。与对照组相比,不再受到Cd2+胁迫的子代（F1）蛆症异蚤蝇M.scalaris幼虫的体长、体重、化蛹率、蛹期以及成虫的羽化率、寿命、发育历期和雌雄比均不具有显着差异性（P>0.05）。表明Cd2+胁迫对蛆症异蚤蝇M.scalaris生理水平上生长发育的影响在子代得到消除。（2）Cd2+胁迫能够使蛆症异蚤蝇M.scalaris幼虫消化道受损。取食Cd2+浓度为60μg/g人工饲料5d后蚤蝇幼虫体内消化道明显黄化,尤其是中肠部分,并可清楚观察到有许多颗粒状结构密集分布在肠壁内侧。Cd2+可以改变蚤蝇幼虫中肠长度与直径大小,损伤消化道结构,推测Cd2+能够使蚤蝇幼虫消化功能受损。（3）抗氧化酶是蛆症异蚤蝇M.scalaris机体抵御Cd2+诱发的氧化应激相关毒性效应的早期响应。与对照组相比,随着处理时间的增加,蛆症异蚤蝇M.scalaris的抗氧化酶CAT的酶活力变化呈促进-抑制趋势,抗氧化酶SOD的酶活力变化中低浓度（7.5,15,30μg/g）组呈促进-抑制趋势,高浓度（60μg/g）组呈抑制趋势,抗氧化酶GSH-PX的酶活力变化呈低浓度（7.5μg/g）组呈促进-抑制,中高浓度组（15,30,60μg/g）呈抑制趋势;其中GSH-PX酶反应较SOD与CAT更为快速灵敏;蛆症异蚤蝇M.scalaris体内MDA含量持续升高,呈现出一定的浓剂量效应和时间效应关系。这些结果表明,Cd2+胁迫幼虫体内产生并积累了大量的ROS,影响了抗氧化酶活性,打破了虫体内氧化还原的平衡稳态,诱发了氧化应激,发生了脂质过氧化,进而会对蛆症异蚤蝇M.scalaris机体造成氧化损伤。（4）经过不同浓度Cd2+处理后,蛆症异蚤蝇M.scalaris体细胞DNA的TL值、DNAT%值、TM值和OTM值随着Cd2+处理浓度和时间的增加而增大,表明蛆症异蚤蝇DNA损伤程度随Cd2+处理浓度和时间的增加而加重,且具有显着的浓度-效应和时间-效应关系。上述结果表明Cd2+能够引发蛆症异蚤蝇DNA损伤,造成DNA链断裂,具有遗传毒性,DNA损伤程度与Cd2+处理浓度和时间具有效应关系。（5）结合对各检测指标的相关性分析,蛆症异蚤蝇对重金属Cd2+毒性效应的生理响应顺序应该为:抗氧化酶活力与氧化应激程度,DNA损伤,组织器官,个体指标,种群指标,最后结合实际操作难易程度在各个层次上推荐蛆症异蚤蝇对重金属Cd2+毒性效应灵敏的生理生化指标为GSH-PX酶活力与MDA含量,TM值,化蛹率、羽化率。本文以蛆症异蚤蝇M.scalaris为研究对象,首次从个体发育、内部解剖、酶学和分子层面探讨其在重金属镉胁迫下的累积代谢规律和解毒代谢机制,为更好地理解重金属镉的生物毒理过程及其在城市生态系统的传递过程提供理论支持与数据参考。
牛冰羽[4]（2020）在《大气细颗粒物诱导人肺上皮细胞DNA损伤和AhR通路激活的研究》文中研究表明至今为止,PM2.5污染仍是全世界关注的焦点。中国是PM2.5污染最严重的国家之一,受PM2.5污染的地理范围极大,只有0.4%的中国人口生活在符合WHO空气质量准则的地区。流行病学研究表明PM2.5和呼吸系统疾病的发病率密切相关,PM2.5会导致肺气肿、哮喘、肺炎和COPD等呼吸系统疾病。PM2.5甚至和肺癌的发病率及死亡率密切相关,2013年IARC将室外空气污染归类为新的致癌物。DNA损伤的积累在肺癌的发生和发展过程中起到关键作用。DNA损伤是PM2.5的基因毒性的主要效应之一,大量研究证明了PM2.5在人体的致癌效应。然而PM2.5的毒性根据来源地区的不同而发生明显差异,北京地区PM2.5的基因毒性仍缺乏详细数据。为了进一步探究北京PM2.5的基因毒性及其机制,本课题采集2017年1月北京市PM2.5,采用人支气管上皮细胞16HBE为模型,研究PM2.5的基因毒性作用,并检测氧化应激和DNA修复基因的情况,探究损伤的机制。同时,研究表明AhR在肺部疾病的发病中有重要的作用,甚至跟肺癌相关。本课题组前期工作通过转录组测序技术筛选出了PM2.5暴露导致的细胞差异表达基因,其中AhR的靶基因CYP450排在高表达组的前几位,提示AhR可能介导PM2.5导致的肺部损伤。本研究还采用人肺上皮细胞A549为模型,研究PM2.5对AhR通路的激活作用及其机制,探究AhR在PM2.5介导的肺部毒性中的作用。本课题的结果显示,PM2.5导致严重的16HBE细胞毒性效应,且毒性作用与PM2.5剂量表现出正相关。PM2.5在短时间内迅速诱导细胞内ROS生成,MDA增加、GSH下降反映了细胞内氧化性倾向和抗氧化系统的破坏,16HBE发生了严重的氧化应激反应。ROS会攻击DNA,氧化碱基甚至造成DNA链断裂,PM2.5暴露显着增加了细胞的8-OH-d G水平,并且本研究检测到了由PM2.5诱导的严重细胞DNA链断裂,提示ROS介导PM2.5诱导的DNA损伤。微核的形成则是从染色体的水平反映了DNA损伤,PM2.5以剂量依赖的方式破坏细胞的DNA。DNA损伤由不同的酶修复,当正常的DNA修复过程失败,就可能会发生DNA损伤。通过Western Blot发现DNA修复蛋白的能力受到影响,虽然OGG1表达增加,XRCC1表达却显着降低,PARP1的总蛋白和失去活性的片段都在增加,修复能力的影响会导致DNA损伤的发生,这可能是PM2.5基因毒性的介导途径之一。同时,本研究的实验结果显示PM2.5激活了A549中AhR通路。免疫荧光拍摄到PM2.5暴露后AhR逐渐在细胞核积累,发生了核转位,表明PM2.5中确实存在其配体。q-PCR和Wstern Blot在转录和翻译水平的分析显示PM2.5诱导了AhR靶基因CYP1A1的表达,双荧光素酶报告基因的显示了PM2.5暴露后AhR-XRE的结合活性明显增加,表明CYP1A1的上调来源于AhR与其启动子上游元件的结合。最后CYP1A1的酶活性也显着增加,这可能会导致PAHs的致癌性转化,从而导致基因毒性,提示AhR介导的信号途径可能与PM2.5的肺部暴露毒性有关。
张森[5]（2020）在《甲醛和丙烯醛对人肺细胞的联合毒性效应研究》文中进行了进一步梳理醛类物质是与呼吸系统疾病密切相关的常见空气污染物,并且在卷烟烟气、烹饪油烟及汽车尾气等特定环境中大量共存。但目前关于醛类混合物的联合毒性效应及机制尚不明确。为了解这些与呼吸系统疾病密切相关的醛类污染物在共存时可能具有的联合毒性效应,以甲醛和丙烯醛分别作为常见饱和与不饱和脂肪醛的代表,基于人支气管上皮BEAS-2B细胞和人肺腺癌A549细胞模型,从细胞毒性及遗传毒性两个方面对甲醛和丙烯醛联合暴露后的毒性效应进行评价,并进一步探讨了相关机制。以期为揭示与呼吸系统疾病密切相关的醛类污染物在环境中共存时可能具有的潜在风险评估和危害防治研究提供科学依据。主要研究内容和结果如下:1.联合细胞毒性效应:采用细胞计数试剂-8（CCK-8）、平板克隆形成实验和细胞凋亡实验,按均匀设计方式对甲醛和丙烯醛从未观测到效应浓度（NOECs）到亚细胞毒性浓度（≤IC20）范围内的浓度按均一设计方式进行暴露组合,染毒1-24 h后对甲醛和丙烯醛单独及联合暴露后的细胞毒性效应进行检测,并进一步利用两因素方差分析和相互作用系数（IF）法对甲醛和丙烯醛的联合作用类型进行评价。结果表明甲醛和丙烯醛单独及联合暴露均能以剂量/时间-依赖方式诱导细胞毒性和细胞死亡,且它们的联合作用方式主要表现为协同作用。以细胞凋亡为终点,采用流式分析、免疫荧光及蛋白质印迹等方法,从氧化应激和DNA损伤相关凋亡通路进一步探讨了甲醛和丙烯醛协同致细胞死亡的机制。研究表明:（1）甲醛可以通过加强丙烯醛诱导的肿瘤坏死因子相关的凋亡诱导因子配体（TRAIL）死亡受体和线粒体途径而诱导细胞凋亡;（2）甲醛和丙烯醛可以协同诱导活性氧（ROS）、脂质过氧化、细胞内Ca2+水平、线粒体膜电势改变以及核因子E2相关因子2（Nrf2）信号通路而导致细胞内的氧化还原稳态失衡;（3）甲醛和丙烯醛混合物可以诱导脱氧核糖核酸（DNA）链损伤,但对p53及蛋白激酶B（AKT）信号通路具有抑制作用;（4）氧化应激抑制剂可以抑制ROS产生和DNA损伤并能封闭TRAIL死亡受体和线粒体凋亡途径,但是对p53和AKT通路失活没有营救作用。因此,甲醛和丙烯醛混合物主要通过ROS介导的死亡受体和线粒凋亡途径以及p53和AKT通路的失活而协同诱导了细胞凋亡。2.联合遗传毒性效应用与联合细胞毒性研究中相同的染毒方式、浓度、时间、浓度组合和联合作用评价方法,进一步采用γH2AX实验、单细胞凝胶电泳实验、微核实验和次黄嘌呤-鸟嘌呤磷酸核糖转移酶（HPRT）基因突变实验,从DNA链水平（单双链断裂、）染色体水平（单核微核（MMN）和胞质阻滞微核（CBMN））和基因水平上对甲醛和丙烯醛单独及联合诱导的遗传毒性进行了评价,并进一步分析了它们诱导联合遗传毒性的作用方式。结果表明单个醛及醛混合物对DNA单双链的断裂及MMN形成的诱导主要具有“S”型或者线性的剂量/时间-效应关系,而对CBMN和HPRT基因突变的诱导主要具有倒“U”型的剂量/时间-效应关系。甲醛和丙烯醛联合暴露对DNA单双链断裂和MMN形成的诱导主要表现为协同作用,而对CBMN形成与HPRT基因突变的诱导主要表现为拮抗作用。基于甲醛和丙烯醛的联合遗传毒性效应,采用流式分析、PCR array及免疫印迹等实验,从间接损伤机制（氧化应激）、直接损伤机制（DNA-蛋白质交联（DPC））、细胞周期调控、DNA损伤修复通路等方面对甲醛和丙烯醛联合诱导的遗传毒性机制进行了探讨。研究表明:（1）甲醛主要通过直接机制（DPC）诱导DNA损伤,而丙烯醛主要通过间接机制（氧化应激）诱导DNA损伤;（2）甲醛和丙烯醛协同诱导的DNA损伤虽然包含了甲醛通过DPC主导的DNA损伤,但是总的DNA损伤主要由丙烯醛主导的氧化性DNA损伤负责;（3）甲醛可以加强丙烯醛诱导的细胞应激、细胞周期调控和DNA损伤相关凋亡基因的上调,以及DNA损伤修复相关基因和蛋白的下调,从而使甲醛和丙烯醛协同诱导的DNA链断裂和MMN形成增多,并进而在DNA修复失活及细胞分裂抑制作用下导致甲醛和丙烯醛对CBMN形成和HPRT基因突变诱导表现为拮抗效应。总之,甲醛促进了丙烯醛诱导的氧化应激,该氧化应激效应主导了甲醛和丙烯醛混合物对DNA链断裂和MMN形成的协同作用。同时,因为甲醛和丙烯醛混合物对DNA修复的失活作用而增强了甲醛和丙烯醛协同性诱导的DNA链断裂和染色体损伤,从而导致了协同性的细胞毒性和死亡（可同时通过协同诱导的死亡受体和线粒体凋亡途径进入程序性死亡）,并进而诱导了拮抗性的CBMN和HPRT基因突变。
李宁[6]（2019）在《急性臭氧暴露致大鼠肺毒性及早期生物标志物的研究》文中认为目的:探讨臭氧急性暴露对雄性和雌性wistar大鼠的肺毒性,毒性效应的性别差异及敏感性指标。方法:120只wistar雄性和雌性大鼠随机分成对照组（过滤空气暴露）、臭氧暴露组（0.12ppm、0.5ppm、1.0ppm、2.0ppm、4.0ppm）,每组20 只,雌雄各半,动态染毒6h。提取肺泡灌洗液（BALF）、血液、尿液及肺组织,微量法检测SOD活性、MDA及GSH含量,ELISA法检测IL-6、TNF-α、IL-1β及8-羟基脱氧鸟苷（8-OHdG）,彗星实验、微核试验和DNA-蛋白质交联实验分析DNA和染色体损伤,HE染色分析肺组织结构变化。结果:对于雄性大鼠而言,与对照组相比,血液和BALF中的N计数分别在较低浓度0.12ppm和0.5ppm起有显着性增加,而BALF和血液中的WBC及血液中的Mon计数在较高浓度1.0ppm,BALF中的L、Mon计数均在4.0ppm时有显着性差异。BALF和肺组织中的TNF-α及肺组织和血液中的IL-1β均在0.12ppm时有显着性改变,BALF中的IL-1β和肺组织中的IL-6均在0.5ppm时有显着性差异。对于氧化损伤,肺组织中的MDA的含量在0.5ppm起有显着性差异,肺组织中的GSH和血液中的MDA含量均在1.0ppm起有显着性改变,而血液中的GSH在4.0ppm时有显着性改变。对于肺结构损伤指标,BALF中的TP在0.12ppm起有显着性增加,LDH在1.0ppm起有显着性改变,而AKP和ALB的水平均在2.0ppm时有显着性增加。对于遗传毒性,BALF和血液中8-OHdG含量在0.12ppm,肺组织、尿液及淋巴细胞中的8-OHdG含量均在1.0ppm起有显着性增加。肺组织细胞及淋巴细胞彗星的拖尾长度和拖尾率均在0.12ppm起有显着性改变。对于雌性大鼠而言,与对照组相比,BALF中N计数在0.5ppm起,BALF和血液中的WBC计数在1.0ppm起,BALF中的L、Mon计数在4.0ppm时有显着性差异。BALF中的TNF-α、肺组织中的IL-1β和血液中的IL-6的含量均在0.12ppm起有显着性改变,肺组织中的TNF-α含量在0.5ppm,BALF中的IL-1β和肺组织的IL-6均在2.0ppm起有显着性改变。对于氧化损伤指标,肺组织中的GSH和MDA的含量均在1.0ppm起,血液中的GSH含量在4.0ppm时有显着性改变。对于肺组织结构损伤指标,BALF中的LDH和TP的含量均在1.0ppm起有显着性改变,AKP和ALB的含量在更高浓度2.0ppm起有显着性改变。对于遗传毒性损伤,只有肺组织中的8-OHdG的水平在较低的浓度0.5ppm时有显着性增加,而BALF、血液、尿液及淋巴细胞的水平在较高浓度4.0ppm时才有显着性变化。结论:较高浓度臭氧急性染毒对雄性和雌性大鼠均有明显的肺毒性,而在低浓度和/或中浓度臭氧暴露时两种性别大鼠表现出不同的毒性效应。与雄性相比,雌性大鼠吸入相同浓度的臭氧后肺组织病理变化更严重。急性臭氧暴露后,雌性大鼠血液中IL-6和8-OHdG,雄性大鼠BALF中总蛋白（TP）和8-OHdG、肺组织中TNF-α和SOD、以及血液中IL-1β可能是肺毒性的敏感监测指标。
张森,陈欢,王安,刘勇,侯宏卫,胡清源[7]（2017）在《甲醛的遗传毒性及作用机制研究进展》文中认为甲醛是环境中普遍存在的一种有毒污染物,被国际癌症组织列为1类致癌物。甲醛在体内外均可造成DNA链断裂、染色体畸变和基因突变等遗传毒性。至今甲醛造成遗传毒性的机制尚不完全清楚,综合目前的研究结果可以发现,其可能主要通过两种途径产生遗传毒性,一是通过氧化应激及DNA加合、交联等直接作用致使遗传物质受到损伤而产生遗传毒性;二是通过抑制或干扰DNA的损伤修复而造成遗传毒性。为了更深入理解和研究甲醛的遗传毒性及其遗传毒性机制,该文就近年相关研究进展进行综述。
刘苏[8]（2016）在《典型非毒害化学物对As毒作用模式及效应的影响机理初探》文中进行了进一步梳理砷（As）是一种受到广泛关注的典型环境污染物。流行病学调查和临床研究发现,长期As暴露可诱发癌症、糖尿病等疾病。实际环境中污染物种类繁多,在评估As的健康危害及风险时,需考虑其他化合物的影响。但现有的联合毒性研究多考虑有毒有害污染物对As的影响,对大量存在的非毒害因素的影响报道很少,如高脂肪（HFD）等饮食类型对As毒性的影响研究还很欠缺。基于以上研究背景,本论文综合运用生物组学技术手段与体内、体外毒性试验相结合的方法,创新性地从As致毒机理及效应出发选择可能影响As毒性的非毒害化学物,开展了以下三方面的探索性研究:①基于As的氧化自由基（ROS）致毒机制,选择参与ROS产生过程、饮用水中常规感官指标的铁（Fe）,分析了 Fe对As的毒性影响;②基于As的细胞膜ABC转运蛋白外排解毒机制,分析了环境相关、无毒浓度的纳米材料对膜ABC转运蛋白活性及As毒性的影响;③基于高脂肪（HFD）与As对肝脏及糖尿病的类似危害效应,分析了 HFD摄入对As毒性的影响。具体的研究结果及结论如下:（1）Fe对As毒性的影响:体外细胞试验发现As和Fe联合暴露显着降低了HepG2细胞存活率;提高了细胞凋亡率、氧化损伤和DNA链断裂程度,表现出协同作用。但小鼠活体试验发现As和Fe联合暴露表现出拮抗作用的效果。转录水平上,As+Fe组小鼠肝脏差异表达基因数量显着少于As组,联合暴露降低了 As对MAPK、JAK-STAT等通路的影响;代谢水平上,As和Fe联合暴露显着降低了 As对小鼠肠道微生物菌群结构和功能的影响,进而降低了对血清、尿液中小分子代谢物的影响。As浓度的化学检测分析发现Fe显着提高了 As随尿液和粪便的排出率,降低了 As的生物有效性,这可能是体内、体外试验结果差异的主要原因。基于上述结果,本论文提出饮用水中Fe及其他对ROS过程有影响的化学物需在As的风险评价中被考虑。（2）低浓度/无毒纳米材料对As毒性的影响:本论文首次发现石墨烯、氧化石墨烯在极低浓度下（分别低于最小细胞毒性效应浓度100倍和400倍）可通过破坏细胞膜完整性和流动性来抑制细胞膜ABC转运蛋白的活性。而ABC转运蛋白是泵出进入细胞的As,并降低其毒性的重要解毒机制。石墨烯、氧化石墨烯可通过抑制ABC转运蛋白活性来增加细胞对As毒性的敏感性。但不同的纳米材料和As的细胞联合暴露方式可产生不同的毒性效应,当石墨烯、氧化石墨烯在As之后加入时,因ABC转运蛋白活性抑制,As的细胞毒性显着增高。当As在石墨烯、氧化石墨烯之后加入时,纳米材料对细胞膜的影响降低了As的生物有效性,未提高As的细胞毒性。上述研究结果表明,环境相关的低浓度纳米材料及其他对As解毒过程有影响的化学物在As的毒性评估中需被考虑。（3）HFD对As毒性的影响:HFD增加了小鼠对含As饮用水的摄入量,减少了 As的排出;毒性分析发现HFD增强了 As诱导的肝脏损伤和代谢紊乱（尤其是致糖尿病效应）,表现出协同作用。胰岛素信号通路可能在As和HFD协同作用中发挥了重要作用。针对HFD和As联合暴露对致糖尿病效应的影响展开了基于糖尿病模式小鼠的研究,结果表明,饮用水As暴露可通过改变脂代谢功能,诱发糖异生现象及胰岛素分泌障碍来引起正常小鼠的前驱糖尿病效应,还可进一步恶化糖尿病小鼠的血糖耐性。但As可以通过激活和糖摄取相关基因和酶增加小鼠的胰岛素敏感性,表明As的致糖尿病效应机制和传统风险因素（如肥胖）并不相同。上述结果表明,目标人群的健康特征在As的毒性评估中需被考虑。综上所述,本论文从As致毒机理、解毒机理及效应出发选择可能影响As毒性的代表性化学物,分析了它们对As毒性的影响。研究显示,这些在As毒性评估过程中很少被考虑的化学物对As的毒性具有重要的影响。因此在对环境中As健康风险评估的过程中,不只有毒有害污染物与As的联合毒性效应需要深入分析,涉及As致毒解毒过程的化学物的影响亦应被充分考虑。本研究为As健康风险评估提供了新的思路和基础数据。
刘鲁娟,陈欢,侯宏卫,胡清源[9]（2015）在《醛类-DNA加合物检测技术研究进展》文中指出甲醛、乙醛、丙烯醛和巴豆醛广泛存在于环境污染物中,卷烟烟气中也有微量存在,它们不需要经过机体代谢就能够直接进攻亲核基团,可与DNA分子发生共价结合形成DNA加合物。DNA加合物是DNA损伤的一种形式,在DNA复制过程中可使所携带的遗传信息发生改变,从而有可能造成机体的损伤。本文综述了生物体内常见的6种醛类-DNA加合物的检测技术以及醛类-DNA加合物作为卷烟烟气暴露的生物标志物的研究进展,展望了同时检测多种DNA加合物的研究方向及醛类-DNA加合物作为DNA损伤标志物的研究前景。
叶秀,曹兆进,王强,曲英莉,蔡嘉旖[10]（2015）在《铬的生物标志物及其在健康影响评价中的应用》文中研究表明探索适宜的生物标志对研究铬的健康效应具有重要意义。理想的生物标志物应该准确反映铬的摄入及具有特异性的生物学效应,区分铬的价态。该文基于铬化合物的理化特性及毒理代谢特征对暴露生物标志物、效应标志物以及易感性标志物的研究进展进行综述,并对其在健康影响评价中的应用进行论述。
二、DNA链断裂作为醛类污染物接触标志物的研究（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、DNA链断裂作为醛类污染物接触标志物的研究（论文提纲范文）
（1）大气PM2.5及其它污染因子致肺损伤分子机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 综述 |
| 1.1 PM_(2.5)污染现状及危害 |
| 1.1.1 PM_(2.5)污染现状 |
| 1.1.2 PM_(2.5)污染的危害 |
| 1.2 NPAHS污染现状及危害 |
| 1.2.1 NPAHs污染现状 |
| 1.2.2 NPAHs污染的危害 |
| 1.3 SO_2污染现状及危害 |
| 1.3.1 SO_2污染现状 |
| 1.3.2 SO_2污染的危害 |
| 1.4 内毒素污染现状及危害 |
| 1.4.1 内毒素污染现状 |
| 1.4.2 内毒素污染的危害 |
| 1.5 污染物联合暴露毒性研究 |
| 1.6 肺部疾病主要机制 |
| 1.6.1 炎症机制 |
| 1.6.2 氧化应激 |
| 1.6.3 DNA损伤 |
| 1.6.4 表观遗传学机制 |
| 1.6.5 铁死亡与肺部疾病 |
| 1.7 本课题的提出及研究内容和意义 |
| 1.7.1 研究内容及意义 |
| 1.7.2 创新点 |
| 第二章 气道滴注PM_(2.5)、1-NP和9-NA致大鼠肺DNA损伤的分子机制研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 材料、试剂与仪器 |
| 2.2.2 PM_(2.5)样品采集 |
| 2.2.3 PM_(2.5)成分分析 |
| 2.2.4 PM_(2.5)混悬液、1-NP和9-NA溶液制备 |
| 2.2.5 动物处理方法 |
| 2.2.6 彗星实验分析 |
| 2.2.7 检测DNA与蛋白质交联率 |
| 2.2.8 实时定量PCR(RT-PCR)分析 |
| 2.2.9 蛋白免疫印迹(WB)分析 |
| 2.2.10 酶联免疫吸附分析(ELISA) |
| 2.2.11 数据统计分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 PM_(2.5)、1-NP和9-NA暴露引起大鼠肺DNA损伤 |
| 2.3.2 PM_(2.5)、1-NP和9-NA暴露对大鼠肺组织DNA损伤修复基因表达的影响 |
| 2.3.3 PM_(2.5)、1-NP和9-NA暴露引起大鼠肺氧化应激 |
| 2.3.4 PM_(2.5)、1-NP和9-NA暴露对大鼠肺组织代谢酶活性的影响 |
| 2.3.5 比较PM_(2.5)与中浓度 1-NP、PM_(2.5)与中浓度 9-NA对大鼠肺DNA损伤效应 |
| 2.4 讨论与小结 |
| 第三章 真实环境大气PM_(2.5)暴露致大鼠肺DNA损伤的分子机制研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 材料、试剂与仪器 |
| 3.2.2 真实环境大气PM_(2.5)暴露系统 |
| 3.2.3 PM_(2.5)样品采集 |
| 3.2.4 PM_(2.5)成分分析 |
| 3.2.5 动物处理方法 |
| 3.2.6 HE分析 |
| 3.2.7 RT-PCR分析 |
| 3.2.8 WB分析 |
| 3.2.9 ELISA分析 |
| 3.2.10 亚硫酸氢盐测序(BSP)分析 |
| 3.2.11 数据统计分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 真实环境大气PM_(2.5)暴露对大鼠体重和肺体比的影响 |
| 3.3.2 真实环境大气PM_(2.5)暴露引起大鼠肺组织病理损伤 |
| 3.3.3 真实环境大气PM_(2.5)暴露引起大鼠肺DNA损伤 |
| 3.3.4 真实环境大气PM_(2.5)暴露引起大鼠肺氧化应激 |
| 3.3.5 真实环境大气PM_(2.5)暴露引起大鼠肺组织OGG1和MTH1 启动子区DNA甲基化水平变化 |
| 3.3.6 真实环境大气PM_(2.5)暴露对肺组织DNA损伤修复基因表达的影响 |
| 3.3.7 真实环境大气PM_(2.5)暴露对肺组织癌基因和抑癌基因表达的影响 |
| 3.4 讨论与小结 |
| 第四章 PM_(2.5)和SO_2复合暴露致大鼠肺炎症损伤的分子机制研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 材料、试剂与仪器 |
| 4.2.2 PM_(2.5)样品采集 |
| 4.2.3 PM_(2.5)成分分析 |
| 4.2.4 动物处理方法 |
| 4.2.5 炎性细胞计数 |
| 4.2.6 HE分析 |
| 4.2.7 透射电子显微镜观察 |
| 4.2.8 RT-PCR分析 |
| 4.2.9 WB分析 |
| 4.2.10 ELISA分析 |
| 4.2.11 数据统计分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 PM_(2.5)和SO_2复合暴露引起大鼠肺组织病理损伤 |
| 4.3.2 PM_(2.5)和SO_2复合暴露引起大鼠肺组织超微结构改变 |
| 4.3.3 PM_(2.5)和SO_2复合暴露对大鼠肺泡灌洗液中炎性细胞数目的影响 |
| 4.3.4 PM_(2.5)和SO_2复合暴露影响大鼠肺组织炎性指标水平变化 |
| 4.3.5 PM_(2.5)和SO_2复合暴露对大鼠肺组织NO/i NOS的影响 |
| 4.3.6 PM_(2.5)和SO_2复合暴露对大鼠肺组织TLR4/p38/NF-κB通路相关因子表达的影响 |
| 4.4 讨论与小结 |
| 第五章 PM_(2.5)和LPS复合暴露对小鼠肺组织铁死亡和纤维化相关因子表达的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 材料、试剂与仪器 |
| 5.2.2 PM_(2.5)样品采集 |
| 5.2.3 PM_(2.5)成分分析 |
| 5.2.4 动物分组及染毒 |
| 5.2.5 HE分析 |
| 5.2.6 WB分析 |
| 5.2.7 ELISA分析 |
| 5.2.8 Masson染色分析 |
| 5.2.9 数据统计分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 真实环境大气PM_(2.5)和LPS复合暴露引起小鼠体重和肺脏器系数变化 |
| 5.3.2 真实环境大气PM_(2.5)和LPS复合暴露引起小鼠肺组织病理损伤 |
| 5.3.3 真实环境大气PM_(2.5)和LPS复合暴露对小鼠肺组织氧化应激指标的影响 |
| 5.3.4 真实环境大气PM_(2.5)和LPS复合暴露对小鼠肺组织铁死亡指标的影响 |
| 5.3.5 真实环境大气PM_(2.5)和LPS复合暴露对小鼠组织肺纤维化的影响 |
| 5.4 讨论与小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 个人简况及联系方式 |
（2）微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓的毒性效应（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 微塑料的定义 |
| 1.2 土壤环境中微塑料的来源 |
| 1.3 土壤环境中微塑料的污染现状 |
| 1.4 土壤环境中微塑料的毒性效应 |
| 1.5 土壤环境中莠去津的污染现状及毒性效应 |
| 1.6 受试生物简介 |
| 1.7 研究内容 |
| 1.8 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 仪器与设备 |
| 2.2 药品与试剂 |
| 2.3 受试蚯蚓 |
| 2.4 供试土壤 |
| 2.5 地膜源微塑料的制备 |
| 2.6 暴露试验 |
| 2.7 蚯蚓体内氧化胁迫指标的测定 |
| 2.7.1 蛋白含量测定 |
| 2.7.2 ROS含量测定 |
| 2.7.3 酶液的制备及酶液蛋白含量的测定 |
| 2.7.4 SOD活性测定 |
| 2.7.5 CAT活性测定 |
| 2.7.6 GST活性测定 |
| 2.7.7 MDA含量测定 |
| 2.7.8 8-OHd G含量测定 |
| 2.8 蚯蚓体腔细胞DNA损伤的测定 |
| 2.8.1 试剂的配制 |
| 2.8.2 蚯蚓体腔细胞悬浮液的制备 |
| 2.8.3 彗星实验步骤 |
| 2.9 蚯蚓生理相关基因相对表达水平的测定 |
| 2.9.1 RNA的提取 |
| 2.9.2 RNA的浓度和纯度检测 |
| 2.9.3 Real-time PCR模板c DNA的合成 |
| 2.9.4 引物合成 |
| 2.9.5 Real-time PCR |
| 2.10 数据处理与分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 微塑料的表征 |
| 3.2 微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓的氧化胁迫效应 |
| 3.2.1 微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓体内ROS含量的影响 |
| 3.2.2 微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓体内抗氧化酶和解毒酶活性的影响 |
| 3.2.3 微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓的氧化损伤 |
| 3.2.4 微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓氧化胁迫效应的综合评估 |
| 3.3 微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓体腔细胞的DNA损伤 |
| 3.4 微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓生理相关基因相对表达水平的影响 |
| 3.4.1 微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓CRT基因相对表达水平的影响 |
| 3.4.2 微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓ANN基因相对表达水平的影响 |
| 3.4.3 微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓TCTP基因相对表达水平的影响 |
| 3.4.4 微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓Hsp70 基因相对表达水平的影响 |
| 3.4.5 微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓生理相关基因表达影响的综合评估 |
| 4 讨论 |
| 4.1 微塑料单一暴露对蚯蚓的毒性效应 |
| 4.1.1 微塑料单一暴露对蚯蚓的氧化胁迫效应 |
| 4.1.2 微塑料单一暴露对蚯蚓体腔细胞的DNA损伤 |
| 4.1.3 微塑料单一暴露对蚯蚓生理相关基因相对表达水平的影响 |
| 4.1.4 老化过程对微塑料毒性效应的影响 |
| 4.2 莠去津单一暴露对蚯蚓的毒性效应 |
| 4.2.1 莠去津单一暴露对蚯蚓的氧化胁迫效应 |
| 4.2.2 莠去津单一暴露对蚯蚓体腔细胞的DNA损伤 |
| 4.2.3 莠去津单一暴露对蚯蚓生理相关基因相对表达水平的影响 |
| 4.3 微塑料与莠去津复合暴露对蚯蚓的毒性效应 |
| 5 结论 |
| 6 创新点与不足之处 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（3）蛆症异蚤蝇Megaselia scalaris对重金属镉的毒性反应和解毒机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 城市重金属镉污染的概况 |
| 1.1.1 镉的物理化学性质 |
| 1.1.2 城市环境中镉的来源 |
| 1.1.3 城市环境中镉的分布 |
| 1.1.4 镉的危害 |
| 1.2 镉对昆虫的毒性效应 |
| 1.2.1 镉对昆虫生长发育的毒性效应 |
| 1.2.2 镉对昆虫细胞的毒性效应 |
| 1.2.3 镉对昆虫抗氧化酶系的毒性效应 |
| 1.3 镉与DNA损伤 |
| 1.3.1 DNA链断裂 |
| 1.3.2 DNA交联 |
| 1.4 监测技术研究进展 |
| 1.4.1 理化监测 |
| 1.4.2 生物监测 |
| 1.4.3 单细胞凝胶电泳实验在生物监测中的应用 |
| 1.5 本研究选题依据及意义 |
| 1.6 研究目标 |
| 1.7 研究内容 |
| 1.8 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 仪器设备 |
| 2.3 蚤蝇来源与饲养传代 |
| 2.3.1 蚤蝇来源 |
| 2.3.2 重金属镉浓度选择 |
| 2.3.3 人工饲料配制 |
| 2.3.4 饲养方法 |
| 2.3.5 传代方法 |
| 2.4 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇生长发育的影响 |
| 2.4.1 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇亲代生长发育的影响 |
| 2.4.2 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇子代生长发育的影响 |
| 2.4.3 数据分析 |
| 2.5 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇抗氧化酶活性的影响 |
| 2.5.1 试验蚤蝇的选取 |
| 2.5.2 酶液提取 |
| 2.5.3 总蛋白含量测定 |
| 2.5.4 MDA含量测定 |
| 2.5.5 SOD酶活力测定 |
| 2.5.6 CAT酶活力测定 |
| 2.5.7 GSH-PX酶活力测定 |
| 2.5.8 数据分析 |
| 2.6 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇DNA的影响 |
| 2.6.1 试验蚤蝇选取 |
| 2.6.2 试验试剂配制 |
| 2.6.3 蚤蝇细胞悬浮液制备 |
| 2.6.4 单细胞凝胶电泳胶板的制备 |
| 2.6.5 蚤蝇细胞的裂解 |
| 2.6.6 蚤蝇细胞DNA的解旋 |
| 2.6.7 电泳 |
| 2.6.8 中和 |
| 2.6.9 脱水 |
| 2.6.10 染色、观察及分析 |
| 2.6.11 数据分析 |
| 第3章 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇生长发育的影响 |
| 3.1 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇亲代生长发育的影响 |
| 3.1.1 幼虫体长 |
| 3.1.2 幼虫体重 |
| 3.1.3 幼虫发育历期 |
| 3.1.4 化蛹率 |
| 3.1.5 蛹期 |
| 3.1.6 羽化率 |
| 3.1.7 成虫寿命 |
| 3.1.8 成虫雌雄性比 |
| 3.2 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇子代生长发育的影响 |
| 3.2.1 幼虫体长 |
| 3.2.2 幼虫体重 |
| 3.2.3 幼虫发育历期 |
| 3.2.4 化蛹率 |
| 3.2.5 蛹期 |
| 3.2.6 羽化率 |
| 3.2.7 成虫寿命 |
| 3.2.8 成虫雌雄性比 |
| 3.3 本章小结与讨论 |
| 第4章 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇内部组织器官的影响 |
| 4.1 蛆症异蚤蝇幼虫的内部结构特点 |
| 4.1.1 消化道 |
| 4.1.2 马氏管 |
| 4.2 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇内部组织器官的影响 |
| 4.3 本章小结与讨论 |
| 第5章 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇抗氧化酶活性的影响 |
| 5.1 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇幼虫体内MDA含量的影响 |
| 5.2 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇幼虫体内SOD酶活性的影响 |
| 5.3 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇幼虫体内CAT酶活性的影响 |
| 5.4 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇幼虫体内GSH-PX酶活性的影响 |
| 5.5 本章小结与讨论 |
| 第6章 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇体细胞DNA的影响 |
| 6.1 蛆症异蚤蝇体细胞彗星图像 |
| 6.2 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇体细胞彗星尾长的影响 |
| 6.3 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇体细胞彗星尾部DNA百分含量的影响 |
| 6.4 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇体细胞彗星尾矩的影响 |
| 6.5 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇体细胞彗星Olive尾矩的影响 |
| 6.6 本章小结与讨论 |
| 第7章 结论 |
| 7.1 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇的毒性效应 |
| 7.2 蛆症异蚤蝇对Cd~(2+)的生理响应及相关性 |
| 7.3 创新点 |
| 7.4 今后工作展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
（4）大气细颗粒物诱导人肺上皮细胞DNA损伤和AhR通路激活的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 主要英文缩写词 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 大气颗粒物PM_(2.5)简介 |
| 1.1.1 大气颗粒物分类 |
| 1.1.2 PM_(2.5)的来源和组成 |
| 1.1.3 北京市PM_(2.5)现状 |
| 1.2 PM_(2.5)与呼吸系统疾病的关系 |
| 1.2.1 PM_(2.5)对呼吸系统的影响 |
| 1.2.2 PM_(2.5)引发呼吸系统疾病 |
| 1.2.3 PM_(2.5)与肺癌 |
| 1.3 PM_(2.5)的基因毒性 |
| 1.3.1 PM_(2.5)中的诱变剂 |
| 1.3.2 PM_(2.5)引发基因毒性 |
| 1.3.3 PM_(2.5)基因毒性的机制 |
| 1.4 PM_(2.5)与多环芳烃受体(AhR) |
| 1.4.1 AhR简介 |
| 1.4.2 AhR与肺部疾病的关系 |
| 1.4.3 AhR与癌症 |
| 1.5 本课题的研究内容 |
| 1.5.1 PM_(2.5) 诱导人支气管上皮细胞16HBE DNA损伤-7 - |
| 1.5.2 PM_(2.5) 诱导人肺上皮细胞A549中AhR通路的激活-8 - |
| 1.6 本课题研究技术路线 |
| 1.6.1 PM_(2.5) 诱导人支气管上皮细胞16HBE DNA损伤-8 - |
| 1.6.2 PM_(2.5) 诱导人肺上皮细胞A549中AhR通路的激活-9 - |
| 第2章 PM_(2.5) 诱导人支气管上皮细胞16HBE DNA损伤 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.2 主要实验试剂 |
| 2.2.3 主要实验器材 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 PM_(2.5)的采集 |
| 2.3.2 PM_(2.5)样品的制备 |
| 2.3.3 细胞培养 |
| 2.3.4 细胞染毒 |
| 2.3.5 CCK-8法检测细胞存活率 |
| 2.3.6 乳酸脱氢酶(LDH)检测 |
| 2.3.7 ROS检测 |
| 2.3.8 丙二醛(MDA)检测 |
| 2.3.9 还原型谷胱甘肽(GSH)检测 |
| 2.3.10 彗星电泳检测 |
| 2.3.11 免疫荧光检测 |
| 2.3.12 ELISA检测 |
| 2.3.13 微核检测 |
| 2.3.14 Western Blot检测蛋白表达 |
| 2.3.15 统计分析 |
| 2.4 实验结果 |
| 2.4.1 PM_(2.5)导致16HBE细胞毒性 |
| 2.4.2 PM_(2.5)导致16HBE氧化应激 |
| 2.4.3 PM_(2.5) 导致16HBE DNA损伤 |
| 2.4.4 PM_(2.5)导致16HBE染色质损伤 |
| 2.4.5 PM_(2.5)对DNA修复基因的影响 |
| 2.5 讨论 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 PM_(2.5) 诱导人肺上皮细胞A549中AhR通路的激活 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 主要实验试剂 |
| 3.2.2 主要实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 PM_(2.5)的采集 |
| 3.3.2 PM_(2.5)样品的制备 |
| 3.3.3 细胞培养 |
| 3.3.4 细胞染毒 |
| 3.3.5 CCK-8法检测细胞存活率 |
| 3.3.6 免疫荧光检测 |
| 3.3.7 双荧光素酶报告检测 |
| 3.3.8 q-PCR检测CYPA1A mRNA表达 |
| 3.3.9 Western Blot检测AhR、CYP1A1 蛋白表达 |
| 3.3.10 CYP1A1酶活性检测 |
| 3.3.11 统计分析 |
| 3.4 实验结果 |
| 3.4.1 PM_(2.5)暴露诱导A549细胞毒性 |
| 3.4.2 PM_(2.5)暴露引起AhR的核转位 |
| 3.4.3 PM_(2.5) 暴露诱导CYP1A1 表达水平 |
| 3.4.4 PM_(2.5) 诱导AhR与 XRE结合 |
| 3.4.5 暴露于PM_(2.5) 增加CYP1A1 的酶活性 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间所发表的学术论文 |
| 致谢 |
（5）甲醛和丙烯醛对人肺细胞的联合毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 甲醛和丙烯醛简介 |
| 1.1.1 甲醛和丙烯醛的理化性质 |
| 1.1.2 甲醛和丙烯醛的暴露途径及代谢途径 |
| 1.2 甲醛和丙烯醛的细胞毒性及机制 |
| 1.2.1 甲醛和丙烯醛的细胞毒性 |
| 1.2.2 甲醛和丙烯醛的细胞毒性机制 |
| 1.3 甲醛和丙烯醛的遗传毒性及机制 |
| 1.3.1 甲醛和丙烯醛的遗传毒性 |
| 1.3.2 甲醛和丙烯醛的遗传毒性机制 |
| 1.4 甲醛和丙烯醛的联合细胞毒性研究现状 |
| 1.4.1 甲醛和丙烯醛的联合细胞毒性 |
| 1.4.2 甲醛和丙烯醛联合诱导细胞毒性的可能机制 |
| 1.5 甲醛和丙烯醛的联合遗传毒性研究现状 |
| 1.5.1 甲醛和丙烯醛的联合遗传毒性 |
| 1.5.2 甲醛和丙烯醛联合诱导遗传毒性的可能机制 |
| 1.6 联合作用评价 |
| 1.6.1 联合作用方式 |
| 1.6.2 联合作用分类 |
| 1.6.3 联合作用评价方法 |
| 1.7 研究意义、思路及内容 |
| 1.7.1 研究意义 |
| 1.7.2 研究思路 |
| 1.7.3 研究内容 |
| 第2章 甲醛和丙烯醛对人肺细胞的联合细胞毒性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂 |
| 2.2.2 仪器 |
| 2.2.3 细胞培养和染毒处理 |
| 2.2.4 细胞活性检测 |
| 2.2.5 平板克隆形成实验 |
| 2.2.6 Annexin-V-FITC/PI实验 |
| 2.2.7 TUNEL/DAPI染色 |
| 2.2.8 LDH渗出实验 |
| 2.2.9 细胞脂质过氧化检测 |
| 2.2.10 细胞内ROS检测 |
| 2.2.11 细胞内GSH检测 |
| 2.2.12 细胞内钙离子水平检测 |
| 2.2.13 线粒体膜电势检测 |
| 2.2.14 抗氧化酶活性检测 |
| 2.2.15 Caspase酶活性检测 |
| 2.2.16 单细胞凝胶电泳 |
| 2.2.17 γH2AX实验 |
| 2.2.18 mRNA的提取和实时荧光定量PCR(qPCR)分析 |
| 2.2.19 Western blot |
| 2.2.20 数据统计和分析 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 甲醛和丙烯醛联合暴露诱导的细胞毒性 |
| 2.3.2 甲醛和丙烯醛联合暴露诱导的氧化应激 |
| 2.3.3 氧化应激在甲醛和丙烯醛联合诱导细胞毒性中的作用 |
| 2.3.4 甲醛和丙烯醛联合暴露诱导的DNA损伤及p53相关凋亡通路 |
| 2.3.5 抗氧化剂对甲醛和丙烯醛联合诱导的DNA损伤及p53相关凋亡通路的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 甲醛和丙烯醛协同诱导的细胞毒性 |
| 2.4.2 甲醛和丙烯醛协同诱导了细胞凋亡 |
| 2.4.3 氧化应激在甲醛和丙烯醛诱导的联合细胞毒性中的作用 |
| 2.4.4 氧化应激在甲醛和丙烯醛联合诱导的细胞凋亡中的作用 |
| 2.4.5 DNA损伤及相关通路在甲醛和丙烯醛联合诱导细胞凋亡中的作用 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 甲醛和丙烯醛对人肺细胞的联合遗传毒性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂 |
| 3.2.2 仪器 |
| 3.2.3 细胞培养和染毒处理 |
| 3.2.4 微核实验 |
| 3.2.5 单细胞凝胶电泳实验 |
| 3.2.6 γH2AX实验 |
| 3.2.7 HPRT基因突变实验 |
| 3.2.8 DNA-蛋白质交联实验 |
| 3.2.9 细胞内ROS检测 |
| 3.2.10 细胞周期检测 |
| 3.2.11 PCR array |
| 3.2.12 Western blot |
| 3.2.13 数据统计与分析 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 甲醛和丙烯醛联合暴露诱导的遗传毒性评价 |
| 3.3.2 甲醛和丙烯醛联合暴露对DNA损伤修复基因的影响 |
| 3.3.3 甲醛和丙烯醛联合暴露对DNA修复蛋白的影响 |
| 3.3.4 甲醛和丙烯醛联合暴露对细胞周期的影响 |
| 3.3.5 ROS和DPC在甲醛和丙烯醛联合诱导DNA损伤中的作用 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 甲醛和丙烯醛诱导的联合遗传毒性 |
| 3.4.2 甲醛和丙烯醛联合暴露对DNA损伤修复的影响 |
| 3.4.3 甲醛和丙烯醛联合暴露对细胞周期的影响 |
| 3.4.4 氧化应激和DPC在甲醛和丙烯醛联合遗传毒性中的作用 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 总结和展望 |
| 4.1 总结 |
| 4.1.1 甲醛和丙烯醛联合诱导的细胞毒性 |
| 4.1.2 甲醛和丙烯醛联合诱导的遗传毒性 |
| 4.2 展望 |
| 4.2.1 关于醛混合物联合毒性评价方面的展望 |
| 4.2.2 关于醛混合物联合毒性机制探索方面的展望 |
| 参考文献 |
| 缩略词表 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
（6）急性臭氧暴露致大鼠肺毒性及早期生物标志物的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 英文缩略词表Abbreviation |
| 1 前言 |
| 2 技术路线 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 主要实验仪器 |
| 3.2 主要实验试剂 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 动物模型建立 |
| 3.3.2 标本采集和预处理 |
| 3.3.3 指标检测 |
| 3.3.4 统计学分析 |
| 4 实验结果 |
| 4.1 急性臭氧暴露导致雄性和雌性大鼠的炎症损伤 |
| 4.1.1 炎症细胞的检测结果 |
| 4.1.2 炎症因子的检测结果 |
| 4.2 急性臭氧暴露导致雄性和雌性大鼠的氧化性损伤 |
| 4.2.1 BALF中的氧化应激指标的检测结果 |
| 4.2.2 肺组织中的氧化性损伤的检测结果 |
| 4.2.3 血液中的氧化应激指标的检测结果 |
| 4.3 急性臭氧暴露后对雄性和雌性大鼠肺组织形态结构的影响 |
| 4.3.1 肺组织的病理检测(HE染色)的结果 |
| 4.3.2 BALF中肺组织结构损伤的相关指标的检测的结果 |
| 4.4 急性臭氧暴露后对雄性和雌性大鼠遗传毒性的影响 |
| 4.4.1 急性臭氧暴露导致雄性和雌性大鼠遗传毒性的变化 |
| 4.4.2 DNA断裂损伤情况检测的结果 |
| 4.4.3 DNA-蛋白质交联情况 |
| 4.4.4 染色体损伤情况 |
| 5 讨论 |
| 6 结论 |
| 研究的创新点与不足之处 |
| 1 研究的创新点 |
| 2 不足之处 |
| 参考文献 |
| 文献综述 大细颗粒物和臭氧致呼吸系统遗传毒性的研究进展 |
| 参考文献 |
| 在读期间研究成果 |
| 致谢 |
（7）甲醛的遗传毒性及作用机制研究进展（论文提纲范文）
| 1 甲醛的暴露途径及代谢 |
| 2 甲醛的遗传毒性 |
| 3 甲醛的遗传毒性机制 |
| 3.1 氧化应激 |
| 3.2 DNA损伤 |
| 3.2.1 DNA加合物 |
| 3.2.2 DNA交联 |
| 3.3 染色体损伤 |
| 3.4 DNA修复 |
| 4 总结与展望 |
（8）典型非毒害化学物对As毒作用模式及效应的影响机理初探（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 论文创新点 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 As污染现状 |
| 1.2 As的主要毒性效应及解毒机制 |
| 1.3 As的联合毒性研究现状 |
| 1.3.1 农药 |
| 1.3.2 金属元素 |
| 1.3.3 氟和氟化物 |
| 1.3.4 外源性抗氧化剂 |
| 1.3.5 饮食 |
| 1.4 As毒性的评价方法 |
| 1.4.1 急性毒性试验 |
| 1.4.2 遗传毒性试验 |
| 1.4.3 生殖毒性试验 |
| 1.4.4 基于生物组学技术的评价方法 |
| 1.5 研究目的与主要内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 主要内容 |
| 1.6 参考文献 |
| 第二章 铁对As毒性的影响研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 细胞试验 |
| 2.2.2 动物试验 |
| 2.2.3 小鼠肠道菌群结构与功能检测 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 As和Fe暴露对HepG2细胞的影响 |
| 2.3.2 As和Fe暴露对ICR小鼠的影响 |
| 2.3.3 ICR小鼠肠道菌群结构与功能变化分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 2.5 参考文献 |
| 第三章 纳米材料对As毒性的影响及其机制研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 纳米材料表征 |
| 3.2.2 细胞试验 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 石墨烯和氧化石墨烯结构表征 |
| 3.3.2 As和石墨烯/氧化石墨烯暴露对HepG2细胞的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 3.5 参考文献 |
| 第四章 高脂饮食摄入对As毒性的影响研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 动物饲养与表型数据获取 |
| 4.2.2 肝脏损伤检测 |
| 4.2.3 转录水平影响检测 |
| 4.2.4 葡萄糖耐受性检测 |
| 4.2.5 ~1H NMR核磁共振检测与数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 HFD和As同时暴露对C57小鼠的影响 |
| 4.3.2 As诱导致糖尿病效应的机制分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 4.5 参考文献 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 主要科研成果 |
| 致谢 |
（9）醛类-DNA加合物检测技术研究进展（论文提纲范文）
| 1四种醛类化合物-DNA加合物的主要结构及形成过程 |
| 1.1甲醛-DNA加合物 |
| 1.2乙醛-DNA加合物 |
| 1.3丙烯醛-DNA加合物 |
| 1.4巴豆醛-DNA加合物 |
| 2醛类-DNA加合物的检测方法 |
| 2.132P- 后标记法 |
| 2.2单克隆抗体- 酶联免疫技术(ELISA) |
| 2.3高效液相色谱- 紫外检测技术(HPLC-UV ) |
| 2.4液相色谱串联质谱技术(LC-MS/MS) |
| 3醛类-DNA加合物在评价烟气暴露中的应用 |
| 4结语和展望 |
（10）铬的生物标志物及其在健康影响评价中的应用（论文提纲范文）
| 1 铬的暴露生物标志物 |
| 1.1 血液中铬 |
| 1.1.1 红细胞铬 |
| 1.1.2 血浆铬 |
| 1.1.3 淋巴细胞铬 |
| 1.2 尿铬 |
| 1.3 发铬 |
| 2 铬的早期效应生物标志物 |
| 2.1 DNA链断裂水平 |
| 2.2 氧化应激产物 |
| 2.3 DNA-蛋白质交联物 |
| 2.4 8-羟基脱氧鸟嘌呤 |
| 2.5 其他 |
| 3 铬的易感性标志物 |
| 3.1 表面活性蛋白B的基因多态性 |
| 3.2 h OGG1 Ser326Cys基因多态性 |
| 3.3 XRCC1Arg399Gln多态性 |
| 4 小结 |
四、DNA链断裂作为醛类污染物接触标志物的研究（论文参考文献）
- [1]大气PM2.5及其它污染因子致肺损伤分子机制研究[D]. 赵利芳. 山西大学, 2021(01)
- [2]微塑料与莠去津单一及复合暴露对蚯蚓的毒性效应[D]. 程亚莉. 山东农业大学, 2021
- [3]蛆症异蚤蝇Megaselia scalaris对重金属镉的毒性反应和解毒机制研究[D]. 褚梦颖. 沈阳大学, 2021(06)
- [4]大气细颗粒物诱导人肺上皮细胞DNA损伤和AhR通路激活的研究[D]. 牛冰羽. 北京工业大学, 2020(06)
- [5]甲醛和丙烯醛对人肺细胞的联合毒性效应研究[D]. 张森. 中国科学技术大学, 2020(01)
- [6]急性臭氧暴露致大鼠肺毒性及早期生物标志物的研究[D]. 李宁. 滨州医学院, 2019(02)
- [7]甲醛的遗传毒性及作用机制研究进展[J]. 张森,陈欢,王安,刘勇,侯宏卫,胡清源. 环境与健康杂志, 2017(11)
- [8]典型非毒害化学物对As毒作用模式及效应的影响机理初探[D]. 刘苏. 南京大学, 2016(04)
- [9]醛类-DNA加合物检测技术研究进展[J]. 刘鲁娟,陈欢,侯宏卫,胡清源. 中国烟草学报, 2015(05)
- [10]铬的生物标志物及其在健康影响评价中的应用[J]. 叶秀,曹兆进,王强,曲英莉,蔡嘉旖. 环境与健康杂志, 2015(04)