一、快速筛选雌激素类环境激素的方法探讨（论文文献综述）
曹雪[1]（2020）在《环境激素壬基酚对秀丽隐杆线虫的多毒性效应及组学机制研究》文中认为壬基酚（Nonylphenol,NP）是一类工业上大量使用精细化工原料及中间体。由于NP持续不断的环境输入和化学结构的稳定性,其在各类环境介质中的检出普遍性及浓度越来越高,同时各类农作物及市售食品也受到了 NP不同程度的污染。长期接触导致NP在生物体组织中大量富集,甚至在人体血液、乳汁和尿液中也均有较高浓度的检出。作为一种内分泌干扰物,NP已被证实会干扰生殖系统、神经系统及遗传过程,但目前研究多针对于壬基酚高浓度单向的毒性效应研究,缺乏环境相关浓度下的整体性评估,并且NP的综合致毒机理目前尚不完全明确。秀丽隐杆线虫（Caenorhabditis elegans,C.elegans）作为一种敏感度极高的环境指示生物,因具有良好的生理结构及清晰的遗传背景,已被广泛的用于化学品的在环境中的毒理评估及机制研究。本研究选用模式生物秀丽隐杆线虫进行壬基酚低浓度下的生殖发育及神经系统的毒性效应评估,并进一步借助高通量测序平台转录组与代谢组进行分子调控机制及代谢方面的毒性机制研究。具体包括以下几个方面:NP环境浓度短期暴露对秀丽隐杆虫生殖发育及脂质贮存等生理过程的毒性效应;NP长期环境浓度暴露对秀丽线虫神经行为学的影响及其分子调控机理;NP暴露对秀丽隐杆线虫整体转录水平及基因调控通路的影响;NP暴露对秀丽隐杆线虫整体代谢小分子水平及代谢通路的影响。研究取得的主要成果如下:（1）环境相关浓度下的壬基酚对秀丽隐杆线虫的暴露可显着性抑制其生长发育,干扰脂质贮存过程以及导致生殖系统异常,引起种群结构及内禀增长率发生变化。在400μgL-1NP暴露条件下,秀丽隐杆线虫的体长、体宽及生长曲线发生显着性变化,通过不同生命阶段L1及L4期暴露结果的比较发现,NP所造成的发育干扰可能出现在秀丽隐杆线虫的发育后期。同时,NP暴露引发了线虫脂滴形态改变及脂质密度贮存程度增加、脂质分布比率增大等现象。此外,NP暴露导致秀丽线虫生殖系统出现剂量依赖性异常增加,其浓度为1 μg L-1条件下即显着影响了线虫的生殖器形态,出现了产卵器畸形、受精卵减少以及首日产卵延迟等负面效应,生殖器的异常与子代数目的减少存在一定联系。在生长发育受到影响的基础上,NP暴露显着性影响了秀丽隐杆线虫的种群组成结构,降低了种群数目和种群的扩繁潜力。（2）NP对秀丽隐杆线虫长期低浓度的暴露（例如10μg L-1）造成了神经行为学损伤,包括头部摆动频率、身体弯曲频率、觅食行为及学习塑性行为等异常生理反应。当NP暴露浓度为10～200μg L-1时,活性氧自由基水平（ROS）显着性提高,并且ROS荧光信号在线虫头部分布尤为明显。抗氧实验结果表明线虫的神经行为学得到了一定程度的恢复。压力应答相关指示基因,包括超氧化物歧化酶（SOD）相关基因（sod-1、sod-3）,过氧化氢酶（CTL）相关基因（ctl-2、ctl-3）和细胞色素氧化酶（CYP）相关基因（cyp-35A2）等均出现显着性上调反应,其中通过线虫突变体品系GA186及VC710证实,sod-3基因的过表达对保护机体免受氧化应激损伤起着重要的作用。此外,5-羟色胺合成过程关键限速酶色氨酸羟化酶在ADF和NSM神经元中表达过程受阻,合成及转运过程相关基因（tph-1、cat-1、cat-4、ser-1和mod-5）显着性下调,最终导致5-羟色胺在机体中的浓度水平下降。通过抗氧化剂相关实验验证表明,氧化应激反应和受到干扰的神经递质水平可能是NP神经毒性的主要诱因。（3）研究借助二代Illumina基因测序平台基于秀丽线虫基因数据库共鉴定出127种差异性基因（Fold Change>1.5,FDR<0.05）。根据 Gene Ontology（GO）分析结果,富集到的差异性基因在生物过程（Biological Process）中主要涉及到生长调节及生殖发育调控过程,例如幼虫发育（Nematode larval development）、雌雄同体生殖器发育（Hermaphrodite genitalia development）、生殖过程（Reproduction）、胚胎发育（Embryo development ending in birth or egg hatching）及生长（growth）过程等,其中anc-1、C14C6.5、atp-5和nduf-7等基因的异常表达可能在NP的毒性机制中起重要作用,为前述生长抑制及生殖损伤提供转录水平的机制解释。Kyoto Encyclopedia of Genes and Genomes（KEGG）分析富集到10条与脂质合成代谢相关通路,表明NP暴露所导致的异常脂质贮存发生在基因调控层面,其中stdh-2、gpx-3、K09H11.7、cpt-1、T01B11.2及cysl-2等上下调参与到该过程。根据qRT-PCR实验验证结果,基因相对定量得到的结果趋势与转录组基本一致。（4）为进一步深入探究转录调控下游小分子代谢物的变化,研究借助UPLC-MS技术对秀丽隐杆线虫对照组及400 μg L-1 NP暴露组进行了代谢层面的比较分析。结果共筛选出431种并有效注释出113种差异代谢物。差异代谢产物功能注释及富集分析采用KEGG（Kyoto Encyclopedia of Genes and Genomes）数据库及人类代谢组（Human Metabolome Database,HMDB）数据库进行比对,共涉及到脂质代谢过程、氨基酸代谢、糖代谢及多巴胺神经递质代谢等过程。胆碱甘油磷脂（Glycerophosphocholine）和柠檬酸（Citramalic acid）的上调与线虫肠道脂质贮存上调关系紧密。羧酸以及衍生物（Carboxylic acids and derivatives）,尤其氨基酸代谢紊乱,通过三羧酸循环（TCA）参与到四大分子的合成代谢过程,对生命活动产生影响。此外,NP暴露引起的儿茶酚胺神经递质的下调在神经行为异常过程中起关键性作用。结合转录组数据分析结果,基因转录调控所引起的代谢物变化为最终生理水平的负面效应提供依据。综上所述,研究发现环境浓度下NP暴露会干扰转录水平及代谢水平的调控稳态,造成秀丽隐杆线虫生长发育、生殖发育及神经系统等损伤,引发机体在个体及种群水平的综合毒性,对生态环境造成潜在威胁。
石雪[2]（2020）在《Lactobacillus plantarum P1对环境雌激素邻苯二甲酸二丁酯的吸附功能研究》文中研究指明乳酸菌是一类公认安全的微生物,具有多种益生功能,常用于解决化学性有害物质污染相关的食品安全问题。邻苯二甲酸酯类（PAEs）环境雌激素是一类环境毒性有机化合物,由于这类化合物难降解、易迁移,很容易从土壤、水、空气等途径进入动植物体,通过食物链最终进入人体中,对健康造成危害。近年来,乳酸菌新型功能不断被发现,如吸附重金属离子,真菌毒素等。因此,可尝试利用乳酸菌的益生性缓解PAEs类化合物对人体的危害。本研究筛选了八株具有邻苯二甲酸二丁酯（DBP）吸附能力的乳酸菌,选择其中一株植物乳杆菌P1对其体外吸附能力进行了深入研究,并且进一步评价其在体内对大鼠性发育的保护作用。通过体外实验筛选出具有较高DBP吸附率的植物乳杆菌P1,吸附率达到60.8%±7.6%,具有吸附稳定性。通过大鼠体内实验,发现P1可以明显降低大鼠尿液中邻苯二甲酸单丁酯（MBP）的浓度,增加粪便中DBP的浓度。通过精子计数和睾丸组织病理学观察,评价不同处理对大鼠生殖器官的影响,发现P1具有一定保护作用。本研究的结果表明,P1在体内外可以吸附DBP,在体内具有缓解毒性的作用,可以作为一种新的饮食治疗策略来对抗环境间的邻苯二甲酸酯毒性。本研究还测定了 P1的胞外多糖产量,通过基因工程手段对植物乳杆菌P1进行改造,使其胞外多糖产量增加11.3 mg/L,并提高其DBP吸附能力,为乳酸菌提供更多应用的可能性。
鹿倩[3]（2020）在《基于秀丽隐杆线虫的甲草胺生殖毒性识别方法的构建》文中提出研究背景环境雌激素类物质（EESs）是继温室效应、臭氧层破坏之后的全球第三大环境问题,大量具有雌激素效应的物质如农药、重金属、工业化学品等,可引起生物体的生殖障碍及发育异常。EES可通过各种途径在水和土壤中富集,在生物体（鱼类、哺乳类等）及人体（血液、尿液）中也被广泛检测出来,因其具有难降解性、生物蓄积等特点,可对生物体的生殖系统产生长期影响。因此,对EESs的毒性识别与评价是安全管理的核心关键。而现有EES识别方法存在通量低、周期长、费用高、生态保护程度低等问题,难以满足潜在生殖毒性物质的筛选及机制研究的需求。而无脊椎动物秀丽隐杆线虫,具有遗传背景清晰、生命周期短、生殖系统对环境激素类物质应答效率高等优势,有望成为环境雌激素类物质生殖毒性识别的新的生物模型。研究目的本研究以秀丽线虫为活体模型,构建环境雌激素类物质生殖毒性识别方法,筛选差异敏感的生物标志。在此基础上进行酰胺类除草剂甲草胺的生殖毒性及机制研究,同时采用BMD模型进行甲草胺生殖毒性的基准剂量拟合。研究方法与结果1.环境雌激素类物质生殖毒性识别方法的构建以17β-雌二醇（E2）作为环境雌激素代表物质,将L1期秀丽线虫暴露于1,10,100,1000,104,105ng/L E2 48h,M9缓冲液作为空白对照,构建环境雌激素类物质整体、雄性及雌性生殖毒性识别方法,并筛选出差异敏感的毒性指标。结果显示,N2线虫后代数目、世代时间、排卵速率、生殖系统畸形率、性腺发育、基因重组线虫RT130卵黄蛋白发育情况变化显着,且具有明显的剂量-效应关系,提示上述指标可定量反映E2对秀丽线虫的整体生殖毒性。E2可致各剂量组him-5雄虫杂交后代数目、总生殖细胞数、有丝分裂区及减数分裂区细胞数、精细胞直径及数目显着减少,非圆形精细胞百分比显着增加,且具有明显的剂量-效应关系,提示上述指标可定量反映E2的雄性生殖毒性。E2可导致fog-2雌虫杂交后代数目、排卵速率、有丝分裂区细胞数、卵母细胞数、-2卵母细胞相对长度变化显着,且具有明显的剂量-效应关系,提示上述指标可定量反映E2的雌性生殖毒性。2.甲草胺对秀丽线虫的毒性研究2.1甲草胺的生殖毒性研究甲草胺浓度设定为0.08,0.8,8,80,800,8000μg/L,将构建的生殖毒性识别方法应用于甲草胺的毒性评价。结果显示,在0.08μg/L即可观察到N2线虫后代数目明显减少、排卵速率降低、性腺发育迟缓、生殖系统异常及RT130品系卵黄蛋白荧光强度增加,且具有明显的剂量-效应关系,提示上述指标可作为反映其整体生殖毒性的敏感指标。甲草胺可显着降低him-5雄虫杂交后代数目、性腺面积、总生殖细胞数、有丝分裂区及减数分裂区细胞数、精细胞直径及数目,且生殖细胞数及精细胞数目在0.8μg/L减少最为显着;同时可诱导him-5雄虫非圆形精细胞百分比显着升高,且在0.8μg/L升高更为显着。上述结果提示甲草胺可通过影响精细胞形态及数目,最终导致其后代数目减少,低剂量的甲草胺对精细胞发生的毒效应可能更加显着。甲草胺可导致fog-2雌虫杂交后代数目、排卵速率、总生殖细胞数、有丝分裂区及减数分裂区细胞数、-2卵母细胞相对长度显着减少,80μg/L均达到最低水平。提示甲草胺可抑制卵原细胞增殖、导致卵母细胞形态发生及功能发育障碍,进而导致其生育力减弱,卵子发生途径的相关损伤可能是甲草胺诱导生殖毒性的重要途径之一。2.2甲草胺的跨代毒性研究采用亲代（P0）暴露于不同浓度的甲草胺（0.08,0.8,8,80,800,8000μg/L）48h,子代（F1-F2）不暴露的方式研究甲草胺对秀丽线虫的跨代毒性。定量评估多个亚致死终点,包括生殖（后代数目、世代时间、子宫内受精卵数、排卵速率、生殖系统畸形情况、性腺发育）及发育终点（体长、体宽及体型）。结果显示,甲草胺可导致剂量依赖性的生殖缺陷和发育障碍;可导致子代（F1-F2）后代数目减少,F2下降最为显着;F1-F2生殖系统畸形率在0.08μg/L及800μg/L均显着高于P0;F1-F2线虫在0.08,0.8μg/L成虫期线虫比例显着低于P0。提示甲草胺可能具有蓄积毒性,其诱导的生殖毒性可通过亲代接触而传递给子代。与此同时,F1线虫体长及体型在0.08μg/L显着减少;而F2体长及体型则在80μg/L下降最为显着,提示甲草胺具有跨代发育毒性。3.甲草胺对秀丽线虫的毒作用机制研究3.1甲草胺对秀丽线虫的氧化损伤通过测定甲草胺对秀丽线虫氧化应激水平（ROS、脂褐质水平、LDL及MDA含量）、抗氧化酶活性（CAT、SOD、GSH-Prdx）及非酶类物质（GSH）的影响,探索其诱导的生殖毒性与氧化损伤的关系。实验结果显示,各剂量组ROS水平无明显变化,但脂褐质水平、乳酸脱氢酶（LDH）及丙二醛（MDA）含量显着增加;8,80μg/L的甲草胺可导致SOD活性降低,80μg/L剂量组该酶活性降低更显着;其他剂量组SOD活性均显着升高;CAT活性变化呈明显的U型曲线,80μg/L达到最低水平;非酶类抗氧化剂GSH及GSH:GSSG比值的变化与GSH-Prdx活性变化一致,均在80μg/L达到最低水平。抗氧化酶及非酶类抗氧化剂的变化同后代数目、排卵速率及生殖系统畸形率的变化一致,提示秀丽线虫的生殖缺陷可能与其抗氧化能力降低有关。3.2甲草胺诱导的生殖毒性与内质网应激及未折叠蛋白反应的关系RT-qPCR检测内质网应激相关基因的m RNA表达情况,探索甲草胺诱导的生殖毒性与内质网应激的关系;采用转基因线虫SJ4005（hsp-4::GFP）荧光强度指示内质网未折叠蛋白反应。结果显示,秀丽线虫内质网应激相关基因hsp-4、pdi-3的表达及SJ4005线虫荧光强度的变化呈现明显的U型曲线,80μg/L均表达下调,其他剂量组均表达上调。表明除80μg/L之外,其他剂量的甲草胺可诱导线虫内质网应激,并可通过内质网未折叠蛋白反应（UPR）修复错误折叠的蛋白质;80μg/L剂量组线虫生殖能力的严重缺陷可能与其无法诱导未折叠蛋白反应有关。3.3甲草胺对卵黄蛋白原基因表达的影响RT-qPCR检测甲草胺对秀丽线虫卵黄蛋白原基因（vit-2、vit-6）表达的影响。结果显示,甲草胺可显着上调vit-2及vit-6基因m RNA水平的表达,且呈明显的倒U型曲线,80μg/L上调最为显着;其变化情况与卵黄蛋白荧光强度的变化基本一致,提示卵黄蛋白荧光强度及卵黄蛋白原基因可作为甲草胺诱导的生殖毒性的敏感指标。4.甲草胺对秀丽线虫生殖毒性的基准剂量拟合采用BMDS 3.12模型,对特异、敏感且具有剂量-效应关系的毒性指标进行基准剂量拟合,以获得甲草胺对秀丽线虫生殖毒性的基准剂量下限值（BMDL）。结果显示,卵黄蛋白荧光强度拟合的BMDL10最低,可作为甲草胺整体生殖毒性的最佳BMDL10（0.0285μg/L）;him-5雄虫精细胞直径拟合的BMDL10最低,可作为雄性生殖毒性的最佳BMDL10（0.0187μg/L）;fog-2雌虫杂交后代数目拟合的BMDL10最低,可作为雌性生殖毒性的最佳BMDL10（0.041μg/L）。本研究拟合的整体、雄性及雌性生殖毒性的最佳BMDL10均远低于LOAEL值（0.08μg/L）及美国EPA规定的饮用水中甲草胺的最大限值（2ppb）,表明线虫能够敏感的反映甲草胺的毒性,本研究方法的构建能够较好地应用于甲草胺的生殖毒性评价。结论1.秀丽线虫生殖系统对环境雌激素类物质具有较高的应答能力,N2线虫的后代数目、世代时间、排卵速率、生殖系统畸形情况、性腺发育情况、RT130品系卵黄蛋白荧光强度可作为环境雌激素类物质整体生殖毒性的定量指标。2.him-5雄虫杂交后代数目、总生殖细胞数、有丝分裂区及减数分裂区细胞数、非圆形精细胞百分比、精细胞直径及数目等指标,能特异性的反映外源性化学物的雄性生殖毒性。3.fog-2雌虫杂交后代数目、排卵速率、总生殖细胞数、有丝分裂区细胞数、卵母细胞数、-2卵母细胞相对长度等指标,可反映外源性化学物质对雌性生殖系统的影响。4.甲草胺可通过影响精子发生及卵子发生途径,对秀丽线虫的雄性及雌性生殖系统产生影响。同时甲草胺具有跨代毒性,可致子代（F1-F2）后代数目、排卵速率显着降低,生殖系统畸形率增加,性腺发育迟缓,对体长、体宽及体型的变化也产生不利影响。5.甲草胺可导致线虫氧化损伤,其生殖毒性可能与内质网应激及未折叠蛋白反应有关。6.甲草胺可诱导秀丽线虫卵黄蛋白荧光强度增加、卵黄蛋白原基因（vit-2,vit-6）表达上调,提示卵黄蛋白荧光强度、vit-2及vit-6基因可作为甲草胺诱导的生殖毒性的敏感指标。7.本研究构建了环境雌激素类物质生殖毒性识别方法,并基于BMDS模型进行甲草胺生殖毒性基准剂量拟合。明确了以秀丽线虫卵黄蛋白荧光强度为效应的整体生殖毒性BMDL10为0.0285μg/L;以him-5雄虫精细胞直径为效应的雄性生殖毒性BMDL10为0.0187μg/L;以fog-2雌虫杂交后代数目为效应的BMDL10为0.041μg/L。上述BMDL10远低于美国EPA规定的饮用水中甲草胺的最大限值（2ppb）,表明线虫可敏感的反映甲草胺的毒性。
韩诗宁[4]（2020）在《雌激素污染物在水产品中的富集及生物降解研究》文中研究说明本研究建立了一种从水产品中高效提取雌激素的方法,利用高效液相色谱（HPLC）法对常见市售水产品:花蛤、蛏子、海螺、织纹螺、黄花鱼、青虾、河蟹水产品进行了检测,并采用气相色谱串联质谱（GC-MS）法进行定性分析,研究了水产品对雌激素污染物的富集特点。开展了雌激素污染物的生物降解研究,并比较不同菌株的降解能力的差异,探讨最佳的生物降解条件。研究内容主要包括以下几方面:1、优化了水产品中雌激素的提取条件,建立了雌激素的HPLC检测方法。分析了不同的提取溶剂、不同提取时间、不同提取溶剂体积对水产品中雌激素的提取效率的影响,建立了水产品中雌激素的最佳提取方法:最佳提取剂为氯仿,提取时间为20 min,水产品中雌激素提取率可达95.0%以上。HPLC的分析结果表明,最佳色谱条件:色谱柱为C18柱,流动相为乙腈:水=1:1（体积比）,检测波长为225 nm,流速为1 m L/min,柱温25℃,进样量5μL。2、水产品中雌激素的HPLC检验。对花蛤、蛏子、海螺、织纹螺、黄花鱼、青虾、河蟹进行了HPLC检测。结果表明:不同的水产品对雌激素的富集程度和部位均有所不同。研究发现,雌激素污染物主要富集在海螺和织纹螺中,其含量分别为24.7 ng/g和14.2 ng/g。3、雌激素降解菌株的筛选。对选用的九种天然甾体化合物降解菌株进行污染水体的雌激素降解检验,结果表明:睾丸酮丛毛单胞菌（CT1和KF-1）对雌激素污染物（雌二醇、乙炔雌二醇）降解效率较高,其中CT1对雌二醇的降解能力较强,在27℃,180 rpm培养20天时,降解率为48.5%。KF-1对乙炔雌二醇降解能力较强,以相同条件培养20天,降解率21.3%。将CT1和KF-1制成的混合菌群后,对雌激素降解效率高于单菌,降解率分别提高了20.6%和14.6%。4、p H和金属离子对雌激素生物降解的影响。在p H为8.5时,混合菌群（CT1和KF-1）降解雌二醇的能力较强,降解率为42.3%。在p H为5.0时,降解乙炔雌二醇的能力较强,降解率为37.4%。另外,无论是单菌还是混合菌群,铜离子和锰离子都可以促进雌二醇的降解。其中铜离子可以大幅度提高其降解效率,在培养到10天时可提高降解30.0%～63.0%;而锰离子可以提高乙炔雌二醇的降解能力,在培养到10天时可提高2.0%～15.0%。本研究探讨雌激素在不同水产品中的富集情况,分析了不同条件对生物法降解水体中雌激素的作用和影响,建立了生物降解的可行方案。为雌激素污染水体的生物法修复、控制水产品安全提供了理论依据和技术方法。
陈晓雯[5]（2016）在《长江及东江流域水体与沉积物的离体生物毒性效应及其生态风险评估》文中研究说明近几十年来,大量人工合成化学品被用来生产和加工各类药物和个人护理品。这些化学品大都不易分解、易扩散、易通过食物链传递和富集、具有“三致”毒害效应,能造成生物体代谢紊乱与生态污染,甚至导致种群以及整个生态系统的破坏乃至崩溃。面对种类繁多且数目仍在持续增加的此类污染物,生物毒性表征是综合反映环境介质污染程度的有效方法之一。流域环境是人类赖以生存的源泉,也是众多点源及面源污染的最终受纳环境。相较于西方国家,我国人口基数大、经济增长迅猛,每年向环境中排放的污染物的种类和量也随之居高不下,而南方地区是我国当前人口密度最大、人地矛盾突出的敏感区域,两大水系——长江和珠江水系都分布在近六亿人口居住的该密集区,其水环境质量与人们的健康及生活状况密切相关。已有研究表明我国部分河流受到外源污染物,特别是内分泌干扰物的严重污染,但此类研究多集中在受生活污水和工业污水影响的支流河涌,我国大型流域如长江和东江流域地表水和沉积物还缺乏系统的毒性特征分析。综上所述,有必要结合污染物化学分析和生物毒性检测,对我国典型流域水环境质量进行综合分析和评估。为此,本文选择长江和东江流域地表水及沉积物为研究对象,以环境激素效应和遗传毒性效应为评价指标,通过离体生物测试从广度上调查和评估流域环境污染现状,采用效应导向分析从深度上探索生物毒害效应的关键致毒因子,并结合污染物化学监测数据,进行生态风险评估。主要研究结果如下:（1）长江和东江流域地表水和沉积物丰水期和枯水期的环境激素效应分析结果表明:长江流域雌激素效应污染最为普遍,在地表水和沉积物中检出率均超过50%,地表水和沉积物的最高浓度分别为2.05 ng/L雌二醇当量浓度（EEQ）和0.43 ng EEQ/g。雄激素效应、抗雌激素效应和抗雄激素效应在地表水和沉积物中的检出率均低于雌激素效应,从总检出率来看:抗雄激素效应>雄激素效应≈抗雌激素效应,三种激素效应在地表水中最大检出浓度分别为144μg/L他莫西芬当量浓度（FEQ）、37.9 ng/L二氢睾酮当量浓度（DEQ）和103μg/L氟他胺当量浓度（TEQ）,在沉积物中分别为53.6μg FEQ/g、12.0 ng DEQ/g和51.5μg TEQ/g。环境激素效应的浓度分布在地表水中均呈现季节性的差异,雌激素效应的区域性高值点位分布在武汉段、鄱阳湖口和芜湖-南京段,其它三种激素效应没有明显的高污染区域。相关性分析表明,四种环境激素效应污染特征与人口规模、有机质、氨氮含量等呈现一定相关性,说明环境激素效应与人类活动排放密切相关。风险评估结果表明,雌激素效应仅在鄱阳湖口点位具有高风险,其它区域为中等风险,雄激素效应无高风险区域。东江流域结果同样显示雌激素效应污染最为显着,在地表水和沉积物中检出率均超过65%,地表水和沉积物的效应浓度范围分别为ND-136 ng EEQ/L和ND-8.23 ng EEQ/g,抗雄激素效应的检出率次之。抗雄激素效应、雄激素效应和抗雌激素效应在地表水中平均检出浓度分别为140μg FEQ/L、2.87 ng DEQ/L和11.8μg TEQ/L,在沉积物中分别为48.8μg FEQ/g、ND和17.4μg TEQ/g。环境激素效应的浓度在地表水和沉积物中呈现一定的季节性差异和河流分布差异,东江支流石马河和淡水河的总体污染水平较为严重,多数点位处于雌激素效应高风险水平。（2）通过重组酵母-雌激素效应试验和效应导向分析,结合目标化合物的定量和未知化合物的定性分析,对东江流域下游的雌激素主要贡献化合物展开调查分析。结果表明,枯水期地表水,多数点位的雌激素效应强于丰水期,东江支流石马河和淡水河多数点位处于高污染风险水平,而东江支流西枝江和东江干流风险较低。枯水期地表水和胆汁样品的HPLC馏分中具有雌激素活性的物质多为极性或中等极性组分。七种常见的雌激素化合物（雌二醇、雌酮、双酚A、乙炔雌酮、已烯雌酚、壬基酚和辛基酚）的效应贡献只占一部分,而地表水中的多环芳烃、酚类以及萘酚、吲哚、苯甲醛、苯并呋喃及其代谢物等多类物质都可能具有雌激素活性,并能在生物体内（如鱼胆汁）富集和转化,对水生生物产生毒理效应。（3）筛选和纯化了SOS/umu活性菌种,针对不同阶段需要的培养或反应时间以及混合物质的比例进行比较,确定了合适的方法绘制标准曲线和样品的剂量关系曲线。此外,运用IR值和毒性当量浓度两种表征方式分析了东江流域两季地表水和沉积物样品中的直接遗传毒性效应。IR值分析结果表明,地表水中仅枯水期有一个检出阳性,总体检出率为3.6%,多数点位的IR值在1.0左右。沉积物总检出率（15%）高于地表水,其中,丰水期的检出率（25%）比枯水期高出5倍。沉积物两季IR值最高点位均位于观澜镇（S9）,可见该处的风险远高于其它地区。当量浓度分析除检出以上结果外,还可检出部分弱效应的点位,地表水和沉积物的浓度分布分别为ND-0.55μg/L NEQ（4-NQO当量浓度）和ND-0.84μg NEQ/g。研究结果进一步表明,化工企业周边环境和未经妥善治理的地表水和沉积物中容易检出遗传毒性,需引起足够的重视,及时采取有效的防治措施。
冯丽娟[6]（2013）在《平原河网受污染原水生物膜预处理工艺技术研究》文中研究表明太湖流域平原河网素有“鱼米之乡、丝绸之府”美誉,近年来随着城镇化快速发展和现代农业规模化集约化水平提升,环境水体污染问题日益突出,水源水质达标率低,饮用水安全形势严峻。20世纪90年代以来,太湖流域平原河网地区自来水厂逐渐在传统混凝-沉淀-消毒工艺前增设生物膜预处理单元,可明显改善水质降低后续处理负荷,但目前仍存在功能微生物增殖慢持留难、脱氮性能差、微量有机物去除能力有限及低温处理效果差等突出问题。为此,论文在解析杭嘉湖平原河网典型水源污染特征基础上,开展了原水生物膜预处理工艺启动、原水脱氮除碳以及农药类环境激素去除以及强化同步脱氮与农药类环境激素去除的新工艺研究,主要内容如下：1、为明晰杭嘉湖平原河网水源污染特征,系统调查了杭嘉湖平原河网典型水源有机物、氮磷等常规指标污染特征,应用SPE-GC/MS技术开发了多种农药类环境激素同步分析方法,开展了农业发达地区农药类环境激素污染现状、时空分布特征及风险评价研究。结果表明杭嘉湖平原河网水源以有机物、氮素污染为主,其质量浓度范围分别为7.4～17.5mgL-1（CODMn）和1.6～8.4mg L-1（TN）,均不能达到《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）Ⅲ类水质标准。其中,运河水系主要超标因子为CODMn、 NH4+-N和TN；苕溪水系河道型水源TN超标严重（以NO3--N为主）,水库型水源TN（以NO3--N为主）和TP超标。各水源地有机物和氮素污染随季节变化明显,整体表现为冬春季节TN水平较高,而有机物污染夏秋季节较重。应用SPE-GC/MS技术重点开发了7大类21种典型农药类环境激素同步检测方法（4种有机氯类、4种有机磷类、6种拟虫菊酯类、2种酰胺类、2种苯胺类、2种氨基酸甲脂类、1种含氮杂环类）,分析发现各水源地均存在农药类环境激素污染,目标污染物总和浓度为37.9～2948.9ng L-1,主要污染物为三氯杀螨醇、氯氰菊酯、毒死蜱、氰戊菊酯和2,4-滴。聚类分析表明不同时期不同地区水源农药类环境激素污染差异大小为：不同水系>季节变化>相同水系不同支流,其中苕溪水系污染水平总体低于运河水系；夏秋季节农药类环境激素水平高于冬春季节（与有机物污染季节变化规律一致）。风险评价结果表明,各水源地农药类环境激素健康风险水平在可接受范围,但其弓引起的高生态风险不容忽视。因此,杭嘉湖平原河网水源有机物、氮素与农药类环境激素等多种污染物强化去除工艺亟待研发。2、针对微污染环境功能微生物增长慢、挂膜周期长、处理效果不佳等问题,开展了生物膜预处理快速启动方式研究。从生物膜载体、接种方式、进水负荷等角度优化,构建了冬春季节不同载体和不同运行条件的生物膜预处理反应器,两月后各反应器均获得良好的NH4+-N和CODMn去除性能,平均去除率范围分别为84.4%-94.2%和69.7%-76.6%。其中弹性填料反应器NH4+-N和CODMn去除性能明显高于AquaMats（?）生态基反应器；分析挂膜前后生物膜内总细菌群落结构发现,弹性填料均于挂膜两周左右即富集到较稳定的细菌群落结构,快于AquaMats（?）载体。其中弹性填料富集生物膜优势菌以Pseudomonas、Sphaerotilus和Janthinobacterium为主,尤以有机物好氧降解菌Janthinobacterium较多,从而可获得较高的有机物去除性能；AquaMats（?）富集生物膜优势菌除以上三种菌外,还含有Corynebacterium aurimucosum等优势菌,好氧菌Janthinobacterium相对较少,推测与AquaMats（?）内含大量微孔结构有关。应用弹性填料结合闷曝排泥、流量递增启动方式可有效缩短系统氨氧化缓滞期,NH4+-N去除率提前一周达到50%以上,稳定时期NH4+-N（94.2%）和CODMn（76.6%）获得高效去除。生物膜微生物群落结构分析表明闷曝排泥挂膜结合流量递增的挂膜方式可减少异养细菌多样性,弹性填料反应器用此启动方式可于挂膜两周左右即获得稳定的氨氧化菌群结构,表明异养细菌多样性减少有利于快速富集到稳定的氨氧化菌群落结构,从而提前获得较高NH4+-N去除性能。测序结果显示生物膜成熟时氨氧化菌优势菌为Nitrosomonas和Nitrosospira.因此,以弹性填料为生物膜载体,结合闷曝排泥接种方式和流量递增进水模式,可快速富集到稳定的微生物群落结构,有效缩短氨氧化缓滞期,加快生物膜预处理单元快速稳定启动,并能获得高效氨氮和有机物去除性能。3、针对杭嘉湖平原河网水源有机物、氮素污染重且地区差异大等问题,开展了适于不同水质特征的原水强化脱氮除碳生物膜预处理工艺技术研发。针对较高C/N比原水水质,以提高生物系统内碳源有效利用率为目的,研究分段配水对生物膜预处理系统脱氮除碳性能与微生物群落结构的影响。结果发现以1：1流量分段配水后系统TN平均去除率可从29.5%±2.2%增至35.0%±2.7%,平均碳源有效利用率从0.199（mg mg-1）增至0.21（mg mg-1）;微生物群落结构分析表明分段配水后反应器中后段填料生物膜菌群多样性明显提高,Hyphomicrobium、Pseudomonas、Pantoea等与氮素、有机物去除有关的功能菌得到富集,揭示了采用多点配水策略可一定程度上强化生物膜预处理过程碳源有效利用率和脱氮微生物富集。针对以氮素污染为主、低C/N比原水水质,开展了进水C/N比、HRT联合优化的原水强化脱氮除碳工艺研究。结果表明,系统脱氮氮性能与进水C/N比呈正相关,当C/N比大于3.7时出水NO3--N浓度低于1.0mg·L-1,微生物群落分析表明细菌多样性随着C/N比增加而有所提升。基于TOC和UV254的消毒副产物模型预测发现三卤甲烷产生量随进水C/N比增加亦呈现增长趋势。为同步控制出水有机物和氮素浓度,优选2.2为进水C/N比。以此为基础,调控HRT至18h,可获得最高碳源有效利用率和脱氮效率,出水NO3--N （0.88±0.03mg L-11）和TOC浓度（2.86±0.67mg L-1）均在较低水平,满足《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）.4、针对杭嘉湖平原河网水源地农药类环境激素污染生态风险高、生物去除研究缺乏等问题,开展了生物膜预处理工艺基质种类（氨氮、硝氮及有机物）、溶解氧水平等对微量农药类环境激素去除影响,探讨生物预处理脱氮与微量农药类环境激素去除相关性。以氯氰菊酯、毒死蜱为代表性农药类环境激素,进水浓度为微量水平（≈1μg L-1）。研究不同基质种类对农药类环境激素去除性能影响发现,好氧硝化阶段提高氨氮浓度,其增加的氨氮氧化量对微量氯氰菊酯、毒死蜱去除影响不显着,但外加碳源后氯氰菊酯和毒死蜱去除率分别从80.0±2.7%和68.4±0.8%上升到85.0±0.3%和75.1±3.9%,推测好氧条件微量农药类环境激素去除主要靠异养菌去除而非氨氧化自养菌；缺氧反硝化阶段提高硝氮浓度亦不能显着提升氯氰菊酯和毒死蜱去除率,但投加外碳源后反硝化完全,且氯氰菊酯和毒死蜱去除率分别从65.0±1.3%和32.9±5.7%增至77.9±1.6%和46.9±8.0%,可实现同步强化脱氮与农药类环境激素去除,原因在于外碳源投加可同步增强脱氮与农药类环境激素去除功能菌富集,如Methylovorus、 Hyphomicrobium、Thauera、Paracoccus等。因此,好氧条件农药类环境激素去除性能显着高于缺氧条件（P<0.05）,为同时获得脱氮与农药类环境激素高效去除,建议生物膜预处理在提高有机物基质水平基础上采用好氧、缺氧组合工艺。5、基于前期研究结果,利用植物生物质作为固体碳源,开展了植物生物质投加强化脱氮与农药类环境激素同步去除工艺技术研究。以芦苇为代表性植物生物质,研究发现其分解过程营养物质前期一周释放迅速后期逐渐下降,有机物释放速度快于氮素,其中氮元素主要为氨态氮形式。应用芦苇营养物质释放特征,研究生物膜预处理系统快速启动技术。结合闷曝排泥法,分别投加芦苇0.4kg/m3和1.2kg/m3,发现两组反应器均于10d左右即可获得90%以上NH4+-N去除率；投加芦苇1.2kg/m3的反应器TN去除率亦于10d获得稳定高效去除（67.04±3.7%）,而投加芦苇0.4kg/m3芦苇反应器延迟一周左右获得TN稳定去除（65.4±5.5%）；运行稳定时两组反应器出水TOC浓度均维持在较低水平（≈2.0mg L-1）。结果表明芦苇投加1.2kg/m3仅需10d即可启动A/O/A生物膜工艺,同时获得较好脱氮除碳效果。连续运行反应器4个月,系统TOC、NH4+-N去除性能无显着变化,系统高效稳定运行,TN去除在系统运行后期出现一定幅度下降。将反应器芦苇和弹性填料分开运行发现单种载体系统NH4+-N和TN去除率分别为36.3±6.1%、56.5±2.0%（仅含芦苇）和82.94±1.5%、40.34±7.3%（仅含弹性填料）,表明芦苇载体富集的生物膜反硝化性能优于硝化性能,弹性填料富集的生物膜硝化性能优于反硝化性能,两种载体组合可获得高效硝化和反硝化效果。研究芦苇二次投加强化生物膜预处理工艺性能表明,通过二次投加芦苇2.4kg/m3（每天20g逐次投加）,以均匀分布方式（UD）和非均匀分布方（NUD）式布设。芦苇二次投加后总氮可稳定维持75%以上高效去除2个月左右,且采用非均匀分布方式可获得较高的氨氮、总氮去除性能；芦苇二次投加后氯氰菊酯和毒死蜱去除率明显分别明显上升至80%、46.3%（UD）和79.7%、44.7%（NUD）.表明芦苇二次投加可强化系统脱氮与农药类环境激素去除性能,且以非均匀分布方式为佳。为避免芦苇投加初期营养释放迅速使得系统短时间内出水有机物、氨氮浓度偏高问题,建议二次投加过程适当降低逐次投加量（<20g/d）。
祁明亮[7]（2012）在《酞酸酯类环境激素的生物标志物研究》文中提出邻苯二甲酸酯（PhthahcAcidEsterS, PAES）,别名酞酸酯,是一类重要的有机化合物。作为增塑剂广泛应用于人类的生产生活中,其潜在的环境激素效应对自然生态及人类健康都存在不同程度的威胁。本论文选择生态环境中的代表物种鲤鱼作为研究对象,结合一些用于生态毒理学研究中分子水平上的生物标志物,如黄嘌呤氧化酶（XOD）,过氧化氢酶（CAT）,丙二醛（MDA）,酸性磷酸酶（ACP）与碱性磷酸酶（ALP）,研究此类环境激素对鲤鱼机体的影响,并对其作用机理进行了初步的探讨。主要结论如下：急性毒性试验表明：DBP（邻苯二甲酸二丁酯）与DEHP（邻苯二甲酸二异辛酯）的半致死浓度（96h-LC50）分别为16.30、37.95 mg·L-1,安全浓度分别为1.63、3.80 mg-L-1; DEP（邻苯二甲酸二乙酯）与DOP（邻苯二甲酸二辛酯）半致死浓度（96 h-LCso）分别为41.50mmg·L-1和7.95mg·L-1,安全浓度分别为4.15、0.80 mg·L-’。随着暴露时间及浓度的增加,肝脏作为DBP与DEHP作用的重要靶器官,肝脏中XOD、CAT活性及MDA含量变化显着,而当两者联合暴露时,更是加剧了这种变化。DBP、DEHP对鲤鱼体内XOD酶活性的影响是随着暴露浓度的增大和暴露时间的延长持续增加的,并且浓度越高、暴露时间越长这种变化有加剧的趋势。对鲤鱼体内CAT酶活性影响是随时间的延长先诱导后抑制,这是因为在暴露最初阶段,污染物对机体的损伤最为敏感,而机体内CAT活性大大增加,就是为了抵御这种氧化损伤。对机体MDA含量的影响都表现出随浓度增加而增大的趋势。DEP与DOP对鲤鱼肝脏及肌肉组织ACP活性的影响趋势相同：均表现为低浓度诱导高浓度抑制；DEP对鲤鱼肝脏及肌肉组织ALP活性的影响表现亦为低浓度诱导,高浓度抑制。而DOP对鲤鱼肝脏ALP活性的影响表现为随着暴露浓度的增大而活性降低,呈现出明显的剂量—效应关系。通过急性和慢性毒理试验结果表明：CAT、XOD、MDA、ACP和ALP均可以用来作为酞酸酯类对鲤鱼的早期预警指标和生物标志物。
王辉[8]（2010）在《济南地区不同水体中环境激素含量测定及生物学效应研究》文中指出环境激素类物质广泛存在于我们生存的环境中,对人类和其他生物的生存造成严重威胁。本研究首先采用重组基因酵母的方法初步检测济南地区不同水体（包括污水（污水处理厂进水,厌氧池,生物反应池,1A级出水,2级出水）;医院出水（省中医,妇幼保健院）;其他水样（黄冈上,黄冈下,玉清湖,东平干渠,睦里庄,彭庄））中雌激素总体含量。由于重组基因酵母的方法灵敏性不高,重复性不好,进而采用高效液相色谱-质谱联用（HPLC-MS）的方法测定这些水体中5种代表性雌激素的含量（雌酮（E1）,雌二醇（E2）,雌三醇（E3）,乙炔基雌二醇（EE2）,己烯雌酚（DES））。通过之前雌激素含量测定的结果得知污水处理厂所采水样中仍残留较高浓度的环境激素,进而选用斑马鱼作为实验对象进行生物学效应研究,采用real-time PCR的方法研究不同浓度雌酮及污水对成年雄性斑马鱼内分泌相关基因表达变化情况的影响（vtg,esr）。具体实验结果如下:首先采用重组基因酵母法检测所采全部水样中雌激素总体含量。在所有水样中,能检测到雌激素活性的有妇幼保健院和省中医出水,河流湖泊及排污口上下游水样均未检测出雌激素活性,而污水处理厂水样中厌氧池,生物反应池,1A级出水,2级出水未检出,但污水处理厂进水水样中毒性太高,导致酵母死亡,无法测定其雌激素含量。由于重组基因酵母法灵敏度低,重复性差,进而采用高效液相色谱-质谱联用的方法（HPLC-MS法）检测水体中5种雌激素含量（雌酮（E1） ,雌二醇（E2）,雌三醇（E3）,乙炔基雌二醇（EE2）,己烯雌酚（DES））,污水处理厂按处理流程各级水样中5种雌激素含量基本不发生变化,雌酮含量较高（约10ng/L）。医院出水（妇幼保健院,省中医）中各种雌激素含量也很高（尤其是雌二醇,雌酮,己烯雌酚）,远高于其他河流及污水处理厂水样。污水处理厂排污口上游和下游中雌激素残留也较高（雌酮含量约10ng/L）。在检测了所采水样中雌激素含量之后,初步明确环境水样中雌激素污染程度,在此基础上进而研究其生物学效应,从而探讨环境雌激素对实验动物乃至对人类可能造成的危害。雌酮作为标准对照,首先研究成年雄性斑马鱼在雌酮中的内分泌干扰效应,采用real-time PCR的方法研究雌酮对斑马鱼肝脏中vtg及esr基因表达变化情况的影响。然后将成年雄性斑马鱼分别在污水处理厂进水,2级出水,1A级出水水样中暴露15天进行real-time PCR研究污水对斑马鱼肝脏中vtg及esr基因表达变化情况的影响。污水处理厂所取水样均能使雄鱼vtg表达水平升高,而且都是5天时达到最高,然后下降;esr基因也是先上升后下降的趋势,其中1A级出水和进水组都是5天时表达量最高,而2级出水组10天时基因表达量最高然后下降。
伊雄海[9]（2008）在《农药类环境激素低剂量暴露对鲫鱼内分泌干扰效应及生物标志物研究》文中研究指明本文以典型农药类环境激素甲草胺、阿特拉津为对象,选用鲫鱼为模式生物,研究不同剂量、尤其是低剂量甲草胺、阿特拉津暴露对鲫鱼的生殖、内分泌和免疫功能的影响。试验设计甲草胺和阿特拉津的暴露浓度为:1/8、1/16、1/64、1/256、1/1024、1/4000 LC50,采用半静态水体染毒方法,试验期间每天更换一半染毒溶液,以确保暴露浓度恒定不变,持续染毒2个月。应用分子生态毒理学等研究方法及体内、体外相结合手段,开展环境激素作用机理和剂量-效应关系研究,尝试建立低浓度暴露生态毒理学研究方法体系,寻找水环境污染的早期预报的生物标志物,为环境激素的生态和健康风险评价提供科学依据和技术支持。主要研究结果如下:1、低剂量甲草胺及阿特拉津暴露可抑制鲫鱼的肝脏和精巢的生长、发育,使性腺指数和肝腺指数明显下降,作用影响呈非单调剂量效应关系。观察组织切片发现,甲草胺及阿特拉津暴露可损伤鲫鱼肝脏细胞结构,使肝脏细胞出现空泡、坏死、细胞肿大、胞质疏松等病理变化;并破坏鲫鱼精巢结构,影响其生殖能力,具有生殖毒性。2、低剂量甲草胺及阿特拉津暴露对鲫鱼肝脏谷胱甘肽（GSH）和激素代谢关键酶[谷胱甘肽硫转移酶（GST）和尿苷二磷酸葡萄糖醛酸转移酶（UDPGT）]活性的影响进行评价。结果表明,甲草胺及阿特拉津对上述各个酶系产生一定的干扰,呈现非单调剂量效应关系。GST和UDPGT活性及GSH含量对甲草胺、阿特拉津暴露均较敏感,这些指标从分子水平上反映了污染物对鱼体肝细胞的损伤,影响鲫鱼体内血清激素的平衡,造成内分泌系统的干扰危害,引起一系列的生理生化反应。3、采用放射免疫技术,研究低剂量甲草胺和阿特拉津暴露对鲫鱼性激素[17β-雌二醇（E2）、睾酮（T）]及甲状腺激素[促甲状腺激素（TSH）、三碘甲状腺原氨酸（T3）]的影响。结果表明,甲草胺可使鲫鱼体内的血清激素E2、TSH和T3水平上升,而T的水平下降。阿特拉津可使E2和T3水平上升,而对T及TSH没有显着影响。研究显示,鲫鱼体内血清性激素E2/T的比值是一种可以有效地指示污染水体中这两种农药类环境激素对鱼类的内分泌干扰毒性的生物标志物。4、鲫鱼UDPGT作为E2激素代谢关键酶,在UDPGT受明显抑制的情况下,无法代谢体内产生的E2,使得E2得以在体内累积,表现为明显负相关的趋势。并且GST在调节甲状腺激素水平的过程中起重要作用,随着甲草胺及阿特拉津的染毒浓度增加GST酶活力下降而T3水平则持续上升。鲫鱼肝脏激素代谢关键酶的活性的改变,可影响鲫鱼体内激素的水平,表明内分泌干扰效应的机制。5、研究建立测定鲫鱼卵黄蛋白原的间接竞争ELISA方法。结果表明,鲫鱼VTG为二个150、160kda的同源二聚体。低剂量的甲草胺和阿特拉津都能够诱导雄性鲫鱼体内产生卵黄蛋白原（VTG）。经低剂量甲草胺染毒后,鲫鱼体内VTG总体呈现为倒“U”型。而经阿特拉津诱导的鲫鱼体内的VTG呈现为不规则的波动,无明显剂量效应关系,对于鲫鱼而言,阿特拉津表现出内分泌干扰活性弱于甲草胺。并且雄鱼体内的VTG积累到一定程度以后,能导致肝、肾等各种组织病变。6、提取鲫鱼血液总DNA,通过RAPD试验筛选出合适的引物,结果表明,低剂量甲草胺和阿特拉津暴露对鲫鱼DNA有损伤作用,可引起鲫鱼DNA序列发生变化,使DNA片断缺失或增加,并且基因多态性增加,存在一定的至突变性,呈非单调剂量-效应关系。7、从鲫鱼血液中分离淋巴细胞体外培养,采用噻唑蓝（MTT）比色法开展对淋巴细胞生长活性的影响实验,结果表明,两种环境激素对淋巴细胞活性的抑制作用存在较明显的剂量-效应关系,甲草胺和阿特拉津对淋巴细胞的半数抑制浓度分别为27.7±7.6μg/L和97.6±26.4μg/L。两种环境激素对鲫鱼淋巴细胞增殖的影响实验结果表明,甲草胺在浓度达到7μg/L时就对淋巴细胞增殖产生明显的抑制作用,而阿特拉津则在浓度达到50μg/L时才对淋巴细胞增殖产生抑制作用。8、从鲫鱼头肾中分离纯化得到巨噬细胞,体外培养,用甲草胺和阿特拉津染毒。结果表明,甲草胺和阿特拉津对巨噬细胞的半数抑制浓度分别为68.2±7.1μg/L和153.9±23.5μg/L。甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞产生超氧阴离子（O2-）活性的影响实验结果表明,两种环境激素均可抑制巨噬细胞产生超氧阴离子（O2-）活性,呈非单调剂量-效应关系。9、甲草胺和阿特拉津对细胞酶活的影响实验结果表明,两种环境激素对淋巴细胞的乳酸脱氢酶（LDH）酶活和巨噬细胞的LDH与酸性磷酸酶（ACP）酶活的抑制作用表现出明显的剂量-效应关系。由此可推测,甲草胺和阿特拉津对细胞酶活的抑制效应可能是其对鲫鱼淋巴细胞和巨噬细胞活性功能产生影响的主要原因。10、通过活体染毒试验,采集血液样本,进行淋巴细胞增殖实验及血液白细胞计数。结果表明,低剂量甲草胺和阿特拉津染毒组的淋巴细胞增殖水平与对照组相比均有不同程度的下降,血液白细胞数与对照组相比也均有明显下降。无论是体外染毒还是低剂量活体暴露实验均表明,当甲草胺和阿特拉津达到一定浓度后,对鲫鱼淋巴细胞和巨噬细胞的活性功能均表现出抑制作用,表明这两种环境激素对鲫鱼存在潜在的免疫毒性。
丁辉[10]（2008）在《两种环境激素对鲫鱼的免疫毒性研究》文中认为以鲫鱼为受试动物,用甲草胺和阿特拉津两种除草剂染毒,研究这两种环境激素对鲫鱼的主要免疫细胞-淋巴细胞和巨噬细胞的活性功能的影响,观察甲草胺和阿特拉津体外染毒与长期暴露对鲫鱼的免疫毒性,为评价环境激素对动物的内分泌干扰效应及筛选环境激素的生物标志物提供科学依据。主要研究结果如下:从鲫鱼血液中分离淋巴细胞体外培养,用甲草胺和阿特拉津染毒,开展对淋巴细胞生长活性的影响实验,结果表明,两种环境激素对淋巴细胞活性的抑制作用存在较明显的剂量-效应关系,甲草胺和阿特拉津对淋巴细胞的半数抑制浓度(IC50)分别为27.7±7.6μg/L和97.6±26.4μg/L。两种环境激素对鲫鱼淋巴细胞增殖的影响实验结果表明,甲草胺在浓度达到7μg/L时就对淋巴细胞增殖产生明显的抑制作用,而阿特拉津则在浓度达到50μg/L时才对淋巴细胞增殖产生抑制作用。从鲫鱼的免疫器官-头肾中分离纯化得到巨噬细胞,体外培养,用甲草胺和阿特拉津染毒。实验结果表明,甲草胺和阿特拉津对巨噬细胞的IC50分别为68.2±7.1μg/L和153.9±23.5μg/L。甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞产生超氧阴离子（O2-）活性的影响实验结果表明,两种环境激素均可抑制巨噬细胞产生超氧阴离子（O2-）活性,但剂量-效应关系并不显着。甲草胺和阿特拉津对细胞酶活的影响实验结果表明,两种环境激素对淋巴细胞的乳酸脱氢酶（LDH）酶活和巨噬细胞的LDH与酸性磷酸酶（ACP）酶活的抑制作用表现出明显的剂量-效应关系。因此可推断,甲草胺和阿特拉津对细胞酶活的抑制效应可能是其对鲫鱼淋巴细胞和巨噬细胞活性功能产生影响的主要原因。将鲫鱼分别暴露于不同浓度的甲草胺和阿特拉津,60 d后采血,一部分用于分离淋巴细胞进行淋巴细胞增殖实验,一部分用于血液白细胞计数。长期暴露实验结果表明,浓度范围为64～500μg/L的甲草胺染毒组和浓度范围为6～3000μg/L的阿特拉津染毒组的淋巴细胞增殖水平与对照组相比均有不同程度的下降。血液白细胞计数实验结果表明,当甲草胺浓度为250和500μg/L,阿特拉津浓度为1500和3000μg/L时,染毒组血液白细胞数与对照组相比均有明显下降。无论是体外染毒还是长期暴露实验均表明,当甲草胺和阿特拉津达到一定浓度后,对鲫鱼淋巴细胞和巨噬细胞的活性功能均表现出抑制作用,表明这两种环境激素对鲫鱼存在潜在的免疫毒性。
二、快速筛选雌激素类环境激素的方法探讨（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、快速筛选雌激素类环境激素的方法探讨（论文提纲范文）
（1）环境激素壬基酚对秀丽隐杆线虫的多毒性效应及组学机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词对照表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 壬基酚的污染现状 |
| 1.2.1 壬基酚在水体和土壤中的分布 |
| 1.2.2 壬基酚在食品中的分布 |
| 1.2.3 壬基酚在大气及灰尘中的分布 |
| 1.2.4 壬基酚对生物体的暴露 |
| 1.3 壬基酚暴露的毒性研究进展 |
| 1.3.1 内分泌干扰毒性 |
| 1.3.2 生殖毒性 |
| 1.3.3 免疫毒性 |
| 1.3.4 神经毒性 |
| 1.4 秀丽隐杆线虫 |
| 1.4.1 秀丽隐杆线虫在生态毒理学中的优势 |
| 1.4.2 秀丽隐杆线虫在生态毒理学上的应用 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 主要试剂、耗材及仪器 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 主要培养基及溶液的配制 |
| 2.3 线虫品系及NP染毒方法 |
| 2.4 秀丽隐杆线虫培养条件 |
| 2.4.1 大肠杆菌E.coil OP 50的培养 |
| 2.4.2 线虫同期化处理 |
| 2.5 指标测定方法 |
| 2.5.1 头部摆动频率 |
| 2.5.2 身体弯曲频率 |
| 2.5.3 觅食行为 |
| 2.5.4 化学趋向性行为 |
| 2.5.5 泵咽抽动频率 |
| 2.5.6 体长和体宽 |
| 2.5.7 体面积及生长曲线 |
| 2.5.8 子代数目 |
| 2.5.9 生殖腺 |
| 2.5.10 种群数目及组成 |
| 2.5.11 脂滴染色 |
| 2.5.12 活性氧自由基(Reactive oxygen species,ROS) |
| 2.5.13 转基因荧光蛋白定量测试 |
| 2.5.14 血清素的提取 |
| 2.5.15 实时定量PCR |
| 2.5.16 转录组 |
| 2.5.17 代谢组实验分析方法 |
| 2.6 数据分析 |
| 第3章 壬基酚对秀丽隐杆线虫发育及生殖系统的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验设计 |
| 3.2.1 线虫暴露培养方法 |
| 3.2.2 NP暴毒液配制及暴露方法 |
| 3.2.3 测试指标 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 NP暴露对线虫体长,体宽及生长曲线的影响 |
| 3.3.2 NP暴露对线虫脂肪积累程度的影响 |
| 3.3.3 NP暴露对线虫泵咽频率的影响 |
| 3.3.4 NP暴露对线虫生殖腺形态的影响 |
| 3.3.5 NP暴露对线虫子代数目的影响 |
| 3.3.6 NP暴露对线虫种群动态的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 壬基酚暴露对秀丽隐杆线虫神经系统的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验设计 |
| 4.2.1 线虫品系及暴露培养方法 |
| 4.2.2 NP暴露液配制及暴露方法 |
| 4.2.3 测试指标 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 NP暴露对线虫神经行为学的影响 |
| 4.3.2 NP暴露对活性氧自由基(ROS)的影响 |
| 4.3.3 NP暴露对氧化应激相关基因转录表达的影响 |
| 4.3.4 NP暴露对氧化应激相关突变体的影响 |
| 4.3.5 抗氧化剂对NP暴露后行为学的影响 |
| 4.3.6 NP暴露对TPH表达的影响 |
| 4.3.7 NP暴露对5-HT含量的影响 |
| 4.3.8 NP暴露对5-HT相关基因表达的影响 |
| 4.3.9 抗氧化剂对NP暴露的拮抗作用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 壬基酚暴露对秀丽隐杆线虫基因转录水平的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 线虫培养及暴露方法 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 RNA提取质量检测及基因组比对结果 |
| 5.3.2 差异表达分析 |
| 5.3.3 GO注释及功能富集结果分析 |
| 5.3.4 KEGG富集分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 壬基酚暴露对秀丽隐杆线虫代谢扰动的研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验设计 |
| 6.2.1 线虫暴露培养方法 |
| 6.2.2 NP暴毒溶液配制及暴露方法 |
| 6.3 实验结果 |
| 6.3.1 数据质控 |
| 6.3.2 数据统计及分析 |
| 6.3.3 NP暴露对代谢通路分析 |
| 6.3.4 NP暴露对脂肪代谢的影响 |
| 6.3.5 NP暴露对糖代谢的影响 |
| 6.3.6 NP暴露对氨基酸代谢的影响 |
| 6.3.7 NP暴露对神经递质的影响 |
| 6.3.8 转录组与代谢组联合分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 秀丽隐杆线虫评估体系在复杂污染物中的快速评估应用 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验方法 |
| 7.3 实验结果 |
| 7.3.1 柴油颗粒对秀丽隐杆线虫的影响 |
| 7.3.2 毒死蜱降解过程对秀丽隐杆线虫的毒性影响 |
| 7.3.3 毒性评估对比 |
| 7.4 本章小结 |
| 第8章 结论、创新点与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间发表学术论文情况 |
（2）Lactobacillus plantarum P1对环境雌激素邻苯二甲酸二丁酯的吸附功能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 乳酸菌 |
| 1.1.1 乳酸菌概述 |
| 1.1.2 乳酸菌种类 |
| 1.1.3 乳酸菌清除有害物质作用 |
| 1.2 植物乳杆菌功能及作用 |
| 1.2.1 植物乳杆菌生理特性 |
| 1.2.2 植物乳杆菌益生功能 |
| 1.2.3 植物乳杆菌的应用 |
| 1.3 乳酸菌胞外多糖概述 |
| 1.3.1 乳酸菌胞外多糖的分类 |
| 1.3.2 乳酸菌胞外多糖的功能特性 |
| 1.3.3 乳酸菌胞外多糖的合成 |
| 1.3.4 乳酸菌胞外多糖产量提高途径 |
| 1.4 邻苯二甲酸酯类环境雌激素概述 |
| 1.4.1 环境雌激素来源及分类 |
| 1.4.2 邻苯二甲酸二丁酯理化性质 |
| 1.4.3 邻苯二甲酸二丁酯的暴露途径 |
| 1.4.4 邻苯二甲酸二丁酯对人体的危害 |
| 1.4.5 邻苯二甲酸二丁酯的人体代谢 |
| 1.5 本课题研究内容及意义 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验菌株及质粒和实验动物 |
| 2.1.2 主要实验试剂 |
| 2.1.3 主要仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 菌株的活化、培养和保种 |
| 2.2.2 菌种生长曲线及pH曲线测定 |
| 2.2.3 实验动物及分组 |
| 2.2.4 体重、饮食、饮水及排泄量测定 |
| 2.2.5 乳酸菌自动聚集能力测定 |
| 2.2.6 乳酸菌吸附DBP能力测定 |
| 2.2.7 DBP的高效液相色谱(HPLC)分析 |
| 2.2.8 吸附稳定性实验 |
| 2.2.9 大鼠尿液中MBP含量测定 |
| 2.2.10 大鼠粪便中DBP含量测定 |
| 2.2.11 组织病理学研究 |
| 2.2.12 精子数量测定 |
| 2.2.13 脏器系数测定 |
| 2.2.14 肠道菌群多样性研究 |
| 2.2.15 RT -qPCR测定性发育基因表达 |
| 2.2.16 胞外多糖合成蛋白的体外克隆及表达 |
| 2.2.17 透射电子显微镜观察形态 |
| 2.2.18 胞外多糖提取及含量测定 |
| 第3章 实验结果和讨论 |
| 3.1 乳酸菌吸附环境激素的体外研究 |
| 3.1.1 不同乳酸菌吸附能力比较 |
| 3.1.2 吸附稳定性比较 |
| 3.1.3 环境激素对乳酸菌自动聚集能力的影响 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 乳酸菌吸附环境激素的体内研究 |
| 3.2.1 体重、饮食、饮水及排泄量情况 |
| 3.2.2 尿液中MBP含量 |
| 3.2.3 粪便中DBP含量 |
| 3.2.4 大鼠睾丸组织病理学分析 |
| 3.2.5 大鼠睾丸脏器系数 |
| 3.2.6 大鼠精子数量变化 |
| 3.2.7 肠道菌群多样性分析 |
| 3.2.8 性发育基因表达水平 |
| 3.2.9 小结 |
| 3.3 乳酸菌胞外多糖的透射电镜观察 |
| 3.4 胞外多糖合成蛋白的克隆表达 |
| 3.4.1 体外克隆和表达 |
| 3.4.2 乳酸菌的生长曲线及pH值变化情况 |
| 3.4.3 胞外多糖含量变化 |
| 3.4.4 菌株形态变化 |
| 3.4.5 RT-qPCR测定胞外多糖合成蛋白基因表达 |
| 3.4.6 吸附DBP能力比较 |
| 3.4.7 小结 |
| 第4章 总结和展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（3）基于秀丽隐杆线虫的甲草胺生殖毒性识别方法的构建（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要缩略词 |
| 前言 |
| 第一章 环境雌激素类物质生殖毒性识别方法的构建 |
| 第一节 环境雌激素类物质整体生殖毒性识别方法的构建 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第二节 环境雌激素类物质雄性生殖毒性识别方法的构建 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第三节 环境雌激素类物质雌性生殖毒性识别方法的构建 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第二章 甲草胺对秀丽线虫的生殖毒性研究 |
| 第一节 甲草胺对秀丽线虫的整体生殖毒性研究 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第二节 甲草胺对秀丽线虫的雄性生殖毒性研究 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第三节 甲草胺对秀丽线虫的雌性生殖毒性研究 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第四节 甲草胺对秀丽线虫的跨代毒性研究 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第三章 甲草胺对秀丽线虫生殖毒性的机制研究 |
| 第一节 甲草胺对秀丽线虫氧化应激水平的影响 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第二节 甲草胺对秀丽线虫抗氧化酶活性及非酶类物质的影响 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第三节 甲草胺诱导的生殖毒性与内质网应激的关系 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第四节 甲草胺对秀丽线虫卵黄蛋白原基因表达的影响 |
| 1.材料与方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 第四章 甲草胺对秀丽线虫生殖毒性基准剂量的拟合 |
| 1.材料及方法 |
| 2.结果 |
| 3.讨论 |
| 4.小结 |
| 总结 |
| 参考文献 |
| 综述 甲草胺的生殖毒性研究进展 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（4）雌激素污染物在水产品中的富集及生物降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 雌激素概述 |
| 1.3 水产品中的雌激素研究进展 |
| 1.4 水产品中雌激素的处理 |
| 1.5 研究的目的与意义 |
| 1.6 研究内容及创新点 |
| 第二章 水产品中雌激素的检测与提取条件的建立 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.2 结果 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 几种水产品中雌激素的检测 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.2 结果 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 环境雌激素的微生物降解 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.2 结果 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（5）长江及东江流域水体与沉积物的离体生物毒性效应及其生态风险评估（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 中英文对照及缩略表 |
| 第一章 绪论 |
| 第一节 生物毒性效应 |
| 一、污染物毒性效应介绍 |
| 二、活体生物测试 |
| 三、离体生物测试 |
| 第二节 环境激素效应 |
| 一、环境中的内分泌干扰物 |
| 二、环境激素效应 |
| 三、生物测试 |
| 四、研究应用 |
| 第三节 遗传毒性效应 |
| 一、环境中的遗传毒性物质 |
| 二、遗传毒性效应 |
| 三、检测及应用 |
| 第四节 生物效应导向分析 |
| 一、分析原理 |
| 二、研究步骤 |
| 三、应用及发展 |
| 第五节 生态风险评价 |
| 一、发展历程 |
| 二、表征及应用 |
| 第六节 研究意义、思路和内容 |
| 一、研究意义 |
| 二、研究思路和内容 |
| 第二章 研究区域与实验方法 |
| 第一节 研究区域介绍 |
| 一、长江流域 |
| 二、东江流域 |
| 第二节 环境样品的采集和前处理 |
| 一、样品的采集 |
| 二、样品前处理 |
| 第三节 重组基因酵母测试方法 |
| 一、仪器设备及试剂 |
| 二、实验步骤 |
| 三、数据分析 |
| 第四节 SOS/umu试验方法 |
| 一、仪器设备及试剂配制 |
| 二、实验步骤 |
| 三、数据分析 |
| 第五节 效应导向分析 |
| 一、主要仪器和耗材 |
| 二、分馏及鉴别 |
| 第六节 化学分析及质量控制 |
| 一、常规指标分析 |
| 二、雌激素化合物分析 |
| 三、质量保证和质量控制体系 |
| 第三章 南方典型流域地表水和沉积物环境激素效应及其风险评估 |
| 第一节 长江流域环境激素效应及风险评估 |
| 一、四种激素效应的季节分布特征 |
| 二、四种激素效应的空间分布特征 |
| 三、影响因素相关性分析 |
| 四、风险评价 |
| 第二节 东江流域环境激素效应及风险评估 |
| 一、四种激素效应的季节分布特征 |
| 二、四种激素效应的流域分布特征 |
| 三、激素效应与部分雌激素化合物的相关性分析 |
| 四、风险评价 |
| 第三节 讨论 |
| 一、与其它地区的比较 |
| 二、流域污染差异分析 |
| 第四节 小结 |
| 第四章 东江流域环境雌激素效应导向分析 |
| 第一节 原样的雌激素效应分析 |
| 第二节 馏分的雌激素效应分析 |
| 第三节 化合物的检测分析 |
| 一、原样中目标化合物的污染分布 |
| 二、馏分中目标化合物的检出情况 |
| 三、馏分中未知化合物的性质特征 |
| 第四节 讨论 |
| 第五节 小结 |
| 第五章 东江流域地表水和沉积物遗传毒性评估 |
| 第一节 SOS/umu测试方法改进 |
| 第二节 东江流域地表水及沉积物遗传毒性评估 |
| 一、诱导率分析 |
| 二、当量浓度分布 |
| 第三节 讨论 |
| 第四节 小结 |
| 第六章 全文结论、创新之处及研究展望 |
| 第一节 主要结论 |
| 第二节 创新之处 |
| 第三节 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（6）平原河网受污染原水生物膜预处理工艺技术研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 国内水源污染现状及危害 |
| 1.1.1 水源富营养化 |
| 1.1.2 新型微量有机物污染 |
| 1.2 污染原水生物脱氮技术研究进展 |
| 1.2.1 污染原水生物预处理启动方式优化 |
| 1.2.2 污染原水生物预处理脱氮性能研究 |
| 1.3 微量环境激素生物去除技术研究进展 |
| 1.3.1 微量环境激素生物处理性能研究 |
| 1.3.2 微量环境激素生物处理性能影响因素 |
| 1.3.3 同步生物脱氮与环境激素去除研究进展 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 杭嘉湖平原河网水源污染特征研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 分析方法 |
| 2.2.3 评价方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 平原河网水源常规污染现状 |
| 2.3.2 平原河网水源多种农药类环境激素污染现状 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 原水生物预处理快速启动过程特性研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 分析方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 污染物去除性能 |
| 3.3.2 生物膜微生物群落结构分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 原水生物预处理脱氮除碳工艺研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 分段配水强化生物膜预处理工艺脱氮除碳性能 |
| 4.3.2 外碳源投加强化生物膜预处理工艺脱氮除碳性能 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 原水生物预处理工艺去除微量农药类环境激素性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 好氧条件微量农药类环境激素去除性能研究 |
| 5.3.2 缺氧条件微量农药类环境激素去除性能研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 植物生物质强化原水生物预处理同步脱氮与农药类环境激素去除研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 芦苇腐解过程分解速率与营养物质释放特性研究 |
| 6.3.2 应用植物生物质快速挂膜及长效性稳定性分析 |
| 6.3.3 植物生物质二次投加强化脱氮与农药类环境激素去除 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 研究结论与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 论文创新性 |
| 7.3 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 攻读博士学位期间取得的成果 |
（7）酞酸酯类环境激素的生物标志物研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境雌激素 |
| 1.1.1 环境雌激素的定义 |
| 1.1.2 环境雌激素的种类 |
| 1.1.3 环境雌激素对自然界及人类健康的影响 |
| 1.1.4 环境雌激素的作用机理 |
| 1.1.5 环境雌激素的测评方法 |
| 1.2 酞酸酯类环境雌激素 |
| 1.2.1 酞酸酯类化合物 |
| 1.2.2 酞酸酯的生态毒理学研究进展 |
| 1.3 生物标志物研究进展 |
| 1.3.1 生物标志物定义与分类 |
| 1.3.2 生物标志物的研究现状与进展 |
| 1.3.3 生物标志物研究的意义 |
| 1.3.4 常用生物标志物的分类 |
| 1.4 本论文研究的主要内容及目的 |
| 第二章 DBP与DEHP对鲤鱼XOD、CAT、MDA活性的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料与仪器 |
| 2.2.1 试验动物 |
| 2.2.2 仪器与试剂 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 急性毒性试验 |
| 2.3.2 慢性毒性试验 |
| 2.4 指标测定方法 |
| 2.4.1 蛋白含量测定 |
| 2.4.2 XOD测定方法 |
| 2.4.3 CAT测定方法 |
| 2.4.4 MDA测定方法 |
| 2.5 试验结果 |
| 2.5.1 96h-LC50急性毒性试验 |
| 2.5.2 DBP与DEHP分别单独作用对鲤鱼肝脏XOD活性的影响 |
| 2.5.3 DBP与DEHP分别单独作用对鲤鱼肝脏CAT活性的影响 |
| 2.5.4 DBP与DEHP分别单独作用对鲤鱼肝脏MDA含量的影响 |
| 2.5.5 DBP与DEHP分别单一暴露及联合作用对金鲤鱼肝脏XOD、CAT活性及MDA含量的影响 |
| 2.6 本章小结 |
| 2.6.1 讨论 |
| 2.6.2 结论 |
| 第三章 DEP与DOP对鲤鱼酸碱磷酸酶活性的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料与仪器 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 仪器与试剂 |
| 3.3 试验方法 |
| 3.3.1 急性毒性试验 |
| 3.3.2 慢性毒性试验 |
| 3.4 指标测定方法 |
| 3.4.1 蛋白含量测定方法 |
| 3.4.2 ACP测定方法 |
| 3.4.3 ALP测定方法 |
| 3.5 试验结果 |
| 3.5.1 急性毒性试验结果 |
| 3.5.2 DEP、DOP对酸性磷酸酶的影响 |
| 3.5.3 DEP、DOP对碱性磷酸酶的影响 |
| 3.6 本章小结 |
| 3.6.1 讨论 |
| 3.6.2 结论 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 建议与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
| 致谢 |
（8）济南地区不同水体中环境激素含量测定及生物学效应研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 缩写词 |
| 综述 |
| 正文 |
| 第一章 环境水样中类雌激素总体效应的测定 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 实验材料 |
| 1.3 实验方法 |
| 1.4 实验结果 |
| 1.5 讨论 |
| 第二章 环境水样中5 种雌激素含量的测定 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 实验结果 |
| 2.5 讨论 |
| 第三章 雌酮对于斑马鱼内分泌干扰效应的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.4 实验结果 |
| 3.5 讨论 |
| 第四章 污水处理厂水样对斑马鱼内分泌干扰效应的研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.4 实验结果 |
| 4.5 讨论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表文章 |
（9）农药类环境激素低剂量暴露对鲫鱼内分泌干扰效应及生物标志物研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 环境激素概述 |
| 1.1.1 环境激素的概念及内涵 |
| 1.1.2 环境激素的种类 |
| 1.1.3 环境激素的作用特点 |
| 1.1.4 农药类环境激素种类及污染特点 |
| 1.1.5 我国农药类环境激素使用现状 |
| 1.2 环境激素毒理学 |
| 1.2.1 对内分泌系统的影响 |
| 1.2.2 对生殖系统的影响 |
| 1.2.3 对免疫系统的影响 |
| 1.2.4 对神经系统的影响 |
| 1.3 环境激素可能的作用机制 |
| 1.4 环境激素的低剂量效应 |
| 1.5 环境激素对鱼类的生态毒理效应 |
| 1.5.1 水中农药污染现状 |
| 1.5.2 农药对鱼类的影响 |
| 1.6 环境激素生态毒理学研究方法 |
| 1.7 研究背景、目标、内容和技术路线 |
| 1.7.1 研究背景 |
| 1.7.2 研究目标 |
| 1.7.3 研究对象 |
| 1.7.4 研究内容 |
| 1.7.5 技术路线 |
| 第二章 低剂量环境激素对鲫鱼肝脏、精巢生长的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 主要仪器 |
| 2.1.2 主要试剂 |
| 2.1.3 试验动物及饲养条件 |
| 2.1.4 实验设计 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼的急性毒性 |
| 2.2.2 低剂量染毒浓度设计 |
| 2.2.3 甲草胺和阿特拉津色谱图 |
| 2.2.4 低剂量环境激素暴露对鲫鱼GSI 和HSI 的影响 |
| 2.2.5 低剂量环境激素暴露对鲫鱼肝脏和精巢组织的影响 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 低剂量环境激素对鲫鱼激素代谢关键酶的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 蛋白质测定的标准曲线 |
| 3.2.2 低剂量环境激素对鲫鱼激素代谢关键酶的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 低剂量环境激素对鲫鱼血清激素的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 低剂量环境激素对鲫鱼血清性激素浓度的影响 |
| 4.2.2 低剂量环境激素对鲫鱼甲状腺激素浓度的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 低剂量环境激素对鲫鱼卵黄蛋白原的诱导 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 血浆中VTG 的分离提纯 |
| 5.2.2 鲫鱼VTG 分子量的测定 |
| 5.2.3 抗体和包被抗原的最佳工作浓度 |
| 5.2.4 标准曲线 |
| 5.2.5 农药环境激素对鲫鱼VTG 水平的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 低剂量环境激素对鲫鱼基因组DNA 多态性影响的RAPD 分析 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 鲫鱼基因组DNA 的提取 |
| 6.2.2 低剂量甲草胺暴露对鲫鱼基因组DNA 多态性的影响 |
| 6.2.3 低剂量阿特拉津暴露对鲫鱼基因组DNA 多态性的影响 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 农药类环境激素对鲫鱼淋巴细胞活性功能的影响 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼淋巴细胞体外生长活性的影响 |
| 7.2.2 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼淋巴细胞增殖的影响 |
| 7.2.3 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼淋巴细胞乳酸脱氢酶（LDH）活性的影响 |
| 7.3 讨论 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 农药类环境激素对鲫鱼巨噬细胞活性功能的影响 |
| 8.1 材料与方法 |
| 8.2 结果与分析 |
| 8.2.1 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞体外生长活性的影响 |
| 8.2.2 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞产生超氧阴离子（02-）活性的影响 |
| 8.2.3 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞酸性磷酸酶（ACP）活性的影响 |
| 8.2.4 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞乳酸脱氢酶（LDH）活性的影响 |
| 8.3 讨论 |
| 8.4 小结 |
| 第九章 低剂量环境激素对鲫鱼的免疫毒性研究 |
| 9.1 材料与方法 |
| 9.2 结果与分析 |
| 9.2.1 低剂量甲草胺和阿特拉津暴露对鲫鱼淋巴细胞增殖的影响 |
| 9.2.2 低剂量甲草胺和阿特拉津暴露对鲫鱼血液白细胞数的影响 |
| 9.3 讨论 |
| 9.4 小结 |
| 第十章 总结与展望 |
| 10.1 研究结论 |
| 10.2 创新点 |
| 10.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文 |
| 攻读博士学位期间参与的科研项目 |
| 致谢 |
（10）两种环境激素对鲫鱼的免疫毒性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 环境激素的种类、危害及其防治对策 |
| 1.2.1 环境激素的种类 |
| 1.2.2 环境激素对野生动物的危害 |
| 1.2.3 环境激素对人类的危害 |
| 1.2.4 环境激素污染问题的防治对策 |
| 1.3 环境激素对免疫系统的影响 |
| 1.3.1 环境激素对野生动物免疫系统的影响 |
| 1.3.2 环境激素对实验室动物免疫系统的影响 |
| 1.3.3 环境激素对人体免疫系统的影响 |
| 1.4 农药类环境激素 |
| 1.4.1 农药类环境激素种类 |
| 1.4.2 农药类环境激素的污染特点和使用现状 |
| 1.4.3 甲草胺和阿特拉津 |
| 1.5 论文研究意义和目的 |
| 第二章 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼淋巴细胞活性功能的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.1.1 农药 |
| 2.1.1.2 受试动物 |
| 2.1.1.3 试剂 |
| 2.1.1.4 仪器 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.2.1 淋巴细胞的分离和培养 |
| 2.1.2.2 噻唑蓝(MTT)比色法 |
| 2.1.2.3 半数抑制浓度（IC_(50)）测定 |
| 2.1.2.4 淋巴细胞增殖实验 |
| 2.1.2.5 乳酸脱氢酶（LDH）活力测定 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼淋巴细胞生长活性的影响 |
| 2.2.2 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼淋巴细胞增殖的影响 |
| 2.2.2.1 确定刺激原PHA刺激淋巴细胞增殖的适宜浓度 |
| 2.2.2.2 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼淋巴细胞增殖的影响 |
| 2.2.3 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼淋巴细胞乳酸脱氢酶（LDH）活性的影响 |
| 2.3 小结与讨论 |
| 2.3.1 小结 |
| 2.3.2 讨论 |
| 第三章 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞活性功能的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.1.1 农药 |
| 3.1.1.2 受试动物 |
| 3.1.1.3 试剂 |
| 3.1.1.4 仪器 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.2.1 巨噬细胞的分离和培养 |
| 3.1.2.2 半数抑制浓度（IC_(50)）测定 |
| 3.1.2.3 巨噬细胞产生超氧阴离子（O_2~-）活性测定 |
| 3.1.2.4 酸性磷酸酶（ACP）活力测定 |
| 3.1.2.5 乳酸脱氢酶（LDH）活力测定 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞生长活性的影响 |
| 3.2.2 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞产生超氧阴离子（O_2~-）活性的影响 |
| 3.2.3 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞酸性磷酸酶（ACP）活性的影响 |
| 3.2.4 甲草胺和阿特拉津对鲫鱼巨噬细胞乳酸脱氢酶（LDH）活性的影响 |
| 3.3 小结与讨论 |
| 3.3.1 小结 |
| 3.3.2 讨论 |
| 第四章 甲草胺和阿特拉津长期暴露对鲫鱼的免疫毒性研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.1.1 农药 |
| 4.1.1.2 受试动物 |
| 4.1.1.3 试剂 |
| 4.1.1.4 仪器 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.2.1 长期暴露染毒方法 |
| 4.1.2.2 淋巴细胞增殖实验 |
| 4.1.2.3 血液白细胞计数 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 甲草胺和阿特拉津长期暴露对鲫鱼淋巴细胞增殖的影响 |
| 4.2.2 甲草胺和阿特拉津长期暴露对鲫鱼血液白细胞数的影响 |
| 4.3 小结与讨论 |
| 4.3.1 小结 |
| 4.3.2 讨论 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
四、快速筛选雌激素类环境激素的方法探讨（论文参考文献）
- [1]环境激素壬基酚对秀丽隐杆线虫的多毒性效应及组学机制研究[D]. 曹雪. 华东理工大学, 2020(01)
- [2]Lactobacillus plantarum P1对环境雌激素邻苯二甲酸二丁酯的吸附功能研究[D]. 石雪. 华东理工大学, 2020(01)
- [3]基于秀丽隐杆线虫的甲草胺生殖毒性识别方法的构建[D]. 鹿倩. 东南大学, 2020
- [4]雌激素污染物在水产品中的富集及生物降解研究[D]. 韩诗宁. 吉林农业大学, 2020(03)
- [5]长江及东江流域水体与沉积物的离体生物毒性效应及其生态风险评估[D]. 陈晓雯. 中国科学院研究生院(广州地球化学研究所), 2016(11)
- [6]平原河网受污染原水生物膜预处理工艺技术研究[D]. 冯丽娟. 浙江大学, 2013(01)
- [7]酞酸酯类环境激素的生物标志物研究[D]. 祁明亮. 东华大学, 2012(07)
- [8]济南地区不同水体中环境激素含量测定及生物学效应研究[D]. 王辉. 山东师范大学, 2010(03)
- [9]农药类环境激素低剂量暴露对鲫鱼内分泌干扰效应及生物标志物研究[D]. 伊雄海. 上海交通大学, 2008(07)
- [10]两种环境激素对鲫鱼的免疫毒性研究[D]. 丁辉. 上海交通大学, 2008(07)