一、应激蚯蚓诱导抗菌肽作为环境风险评价生化标记的研究(英文)（论文文献综述）
张帆[1]（2021）在《纳米零价铁与四氯联苯对赤子爱胜蚓的联合毒性效应》文中进行了进一步梳理纳米零价铁（nanoscale zero-valent iron,nZVI）日益广泛地应用于污染场地修复,多氯联苯（polychlorinated biphenyls,PCBs）是电子垃圾拆解污染场地的主要持久性有机有毒污染物之一。工程修复材料和持久性有毒物质联合作用对场地功能性生物的毒性影响及机制有待深入研究。本论文选取nZVI和3,3’,4,4’-四氯联苯（PCB77）为受试污染物,以赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）为土壤模式生物,采用基于正交试验设计的温控土壤暴露实验,在个体、组织细胞及分子水平上研究了nZVI和PCB77单一及联合暴露对蚯蚓的毒性影响及污染物在蚯蚓中的富集规律。主要研究结果如下:（1）赤子爱胜蚓对nZVI和PCB77具有生物富集作用。在28天的暴露周期内,蚯蚓对铁的富集呈现浓度依赖性（7.89-16.34 mg/kg）,对PCB77的富集量随着暴露时间的延长逐渐增加并于第14天达到峰值（13.86-96.73 mg/kg）。nZVI促进了PCB77在蚯蚓中的富集,10 g/kg nZVI与1 mg/kg PCB77共存显着提高了蚯蚓体内PCB77的含量,与未添加nZVI相比上升了169.64%。同时,nZVI对土壤中PCB77的降解具有促进作用,且随nZVI浓度的上升作用增强。（2）nZVI和PCB77联合暴露对赤子爱胜蚓产生协同毒性作用。PCB77和nZVI共存显着抑制了蚯蚓的生长和繁殖,最高抑制率分别为16.32%和93.16%。蚯蚓的表皮透射电子显微镜（TEM）图像显示nZVI与PCB77共暴露28天后蚯蚓上表皮出现破损,角质层结构紊乱。蚯蚓体腔细胞凋亡数据也进一步显示出nZVI和PCB77共暴露对蚯蚓细胞的损伤呈现协同效应,且损伤程度随暴露水平的上升而加重。PCB77和nZVI在相应的高水平（10 mg/kg和10 g/kg）协同诱导蚯蚓发生氧化应激和脂质过氧化反应,导致蚯蚓体内活性氧（ROS）和丙二醛（MDA）含量显着上升,抗氧化酶超氧化物歧化酶（SOD）和过氧化氢酶（CAT）的活性在暴露早期及中期（2-14天）显着上升且在暴露晚期（28天）受到抑制。经皮尔逊（Pearson）相关性分析,蚯蚓体重和ROS可作为PCB77和nZVI联合毒性作用的敏感响应指标（r>0.784,p<0.05）。（3）nZVI和PCB77联合暴露干扰赤子爱胜蚓体内的代谢过程。蚯蚓暴露于PCB77和nZVI后共检测到102种代谢物,其中脂类和有机酸类代谢物分别占总代谢物数量的34.69%和26.53%。在10 mg/kg PCB77处理组、10 g/kg nZVI处理组和10 mg/kg PCB77&10 g/kg nZVI联合暴露组蚯蚓中筛选出与对照相比含量有显着性差异的代谢物分别有13种、25种和36种。代谢通路富集分析显示,蚯蚓暴露于10 mg/kg PCB77后体内的氨基酸代谢被显着促进,10 g/kg nZVI暴露下蚯蚓的三羧酸（TCA）循环和能量代谢受到干扰,10 mg/kg PCB77和10g/kg nZVI联合暴露下蚯蚓受到的代谢扰动较单一暴露更为显着,蚯蚓的TCA循环、有氧呼吸及谷氨酸代谢受到阻碍。
乔治华[2]（2021）在《溴氰虫酰胺种子处理防治玉米田地下害虫及对蚯蚓的生态毒性》文中研究表明玉米（Zea Mays L.）是世界三大谷类作物之一,对维护国家粮食安全和促进国民经济发展至关重要。近年来随着农业种植制度的改变,玉米田地下害虫（蛴螬,小地老虎,蝼蛄,金针虫等）发生日益严重,成为危害玉米早期生长的主要问题。随着高毒,高残留的农药的禁用,亟需开发高效,低残留药剂来防治地下害虫。溴氰虫酰胺是美国杜邦公司继氯虫苯甲酰胺后对鳞翅目和鞘翅目害虫高效的又一药剂。已经有研究表明溴氰虫酰胺种子处理后用于防治玉米田的小地老虎具有较好的防治效果。同时随着国家减肥减药政策的实施,化学农药对环境的影响也备受重视。本研究在测定溴氰虫酰胺对两种玉米田地下害虫（金针虫、蛴螬）的毒力的基础上,主要研究了溴氰虫酰胺种子处理对于玉米田地下害虫（金针虫、蛴螬）的室内防治效果,进而研究了对玉米田地下害虫的综合防治效果。最后针对其施药后可能带来的环境问题,选取了蚯蚓为试验对象,评价了溴氰虫酰胺对蚯蚓的生态毒性。主要试验结果如下:溴氰虫酰胺对沟金针虫（Pleonomus canaliculatus）3龄幼虫和铜绿丽金龟（Anomala corpulenta）2龄幼虫的5 d的LC50值分别为23.3712 mg/L（浸虫法）和5.9715 mg/L（浸虫法）,对两种地下害虫均有较高的毒力。溴氰虫酰胺种子处理后对玉米的安全性试验结果表明,在室内条件下进行砂培试验和土培试验证明溴氰虫酰胺种子包衣处理对玉米安全,且对幼苗的生长具有一定的促进作用。溴氰虫酰胺对玉米种子包衣处理后对蛴螬和沟金针虫的室内盆栽接虫防治效果表明,溴氰虫酰胺种子处理后对沟金针虫和蛴螬具有较好的防效,室内盆栽播种后15 d,在3和4 g a.i./kg seed剂量下,对沟金针虫的防治效果为75.82%和83.66%,对蛴螬的防治效果为79.94%和83.25%。溴氰虫酰胺种子处理后在玉米出苗后21 d在3和4 g a.i./kg seed剂量下对于玉米田地下害虫的两年综合防治效果为67.12%和73.97%（2019年）,67.69%和74.7%（2020年）。2019年和2020年玉米产量的影响可以看出溴氰虫酰胺种子处理后可以显着降低玉米虫害造成的减产,与CK相比增产率分别为6.31-14.70%（2019年）和8.85-18.14%（2020年）。溴氰虫酰胺对蚯蚓的生态毒性结果表明,溴氰虫酰胺浓度为5和10 mg/kg OECD土的处理下对于蚯蚓的生长和繁殖均有一定的抑制作用,能够诱导蚯蚓体内MDA、ROS的产生及导致蛋白质羰基化程度增加。其对蚯蚓体内的抗氧化酶和解毒酶的活性均有促进或抑制作用。随着浓度升高,溴氰虫酰胺对蚯蚓体腔细胞的DNA损伤程度增加。本试验还分别从抗逆性选取了HSP70和CAT基因,生殖方面选取了ANN基因,作用靶标选取了RYR和CAM基因来研究溴氰虫酰胺对蚯蚓的相关功能基因表达的影响,结果表明溴氰虫酰胺会对蚯蚓的相关基因的表达产生上调或下调作用。最后我们进行了转录组学,通过数据我们可以看出溴氰虫酰胺暴露后能够影响蚯蚓氨基糖和核苷酸糖代谢、蛋白质和脂类的合成,类固醇激素生物合成等通路。同时通过荧光定量PCR的验证,表明溴氰虫酰胺能够导致蚯蚓氧化应激,影响蚯蚓的生殖,生长发育和以及糖代谢,脂质代谢和蛋白质的代谢等相关通路。以上研究结果表明,溴氰虫酰胺可以用来防治玉米田地下害虫,且防治效果较好。根据以前的研究溴氰虫酰胺在玉米田的残留量不会超过5 mg/kg,因此只要合理使用不会对土壤的环境造成危害。
李明[3]（2020）在《纳米颗粒物对典型农药在土壤-植物中迁移和生物有效性的影响机制研究》文中研究说明本论文中,将纳米颗粒物与农药同时添加到土壤中,分别探索了纳米颗粒物对农药在土壤-植物体系中迁移转化以及生物有效性的影响及机制。在纳米颗粒物对农药在土壤-植物体系中迁移转化影响及机制的试验中,首先将一系列不同浓度（10、100和1000 mg/kg）的环境友好型纳米颗粒物（纳米生物碳）与常用的一种农药（五氯硝基苯,1000 ng/g）同时添加到土壤中种植小白菜,在不同时间点采样,测定小白菜根部与叶部五氯硝基苯的浓度。与五氯硝基苯处理组相比,复合处理组中小白菜根部五氯硝基苯浓度显着增加;但是在纳米碳浓度达到1000 mg/kg时,小白菜叶部五氯硝基苯浓度最低。结果表明,纳米碳可以作为污染物载体促进小白菜对五氯硝基苯的吸收。并且五氯硝基苯可以从小白菜的根部转移到叶部,与此同时,高浓度的纳米碳（1000 mg/kg）会抑制这一转移过程,原因可能是因为高浓度的纳米碳会堵塞植物的导管,抑制了吸附着五氯硝基苯的纳米碳向植物叶部的迁移。然后将对植物有毒性作用的纳米Cu O（10、50、100 mg/kg）与常用的一种农药（联苯菊酯,200 ng/g）同时添加到土壤中种植油菜,在不同时间点采样,测定油菜根部与叶部中铜离子与联苯菊酯的浓度。与单独联苯菊酯处理组相比,添加低浓度纳米Cu O（10、50 mg/kg）时,油菜根部与叶部中联苯菊酯的浓度没有显着性增加。但是当纳米Cu O浓度达到100 mg/kg时,复合处理组中油菜根部与叶部中联苯浓度显着增加。结果表明,高浓度的纳米Cu O会给油菜根部带来氧化损伤,然而纳米Cu O和联苯菊酯对油菜的生长没有影响。低浓度纳米Cu O不会促进联苯菊酯进入植物根部,而高浓度纳米Cu O会促进联苯菊酯进入植物根部,原因可能是高浓度的纳米Cu O会破坏植物根部细胞,从而使更多的联苯菊酯进入植物体内。另外,联苯菊酯同样可以通过在蒸腾流的作用向叶片中迁移,在植物体内的铜元素不会影响这一行为。在纳米颗粒物对农药的生物有效性影响及机制的试验中,首先利用蚯蚓（赤子爱胜蚓）培养试验来研究两种农药（五氯硝基苯、甲基立枯磷）的生物有效性。将蚯蚓暴露在添加一系列不同农药浓度（0.01、0.1、1、10 mg/kg）的人工土壤中,在第1、3、7、14天,采样测定蚯蚓体内农药的浓度以及生物标志物（活性氧自由基、超氧化物歧化酶、丙二醛）的含量。研究结果表明,蚯蚓体内农药的富集浓度可以代表污染物（农药）的环境生物有效性。同时,在蚯蚓经过一段时间的暴露后,蚯蚓体内活性氧自由基、丙二醛等生物标志物的变化与土壤中农药浓度及蚯蚓体内农药浓度呈正相关,表明这些指标可反映农药的毒性生物有效性。环境生物有效性与毒性生物有效性的关系表明蚯蚓培养试验可以表征农药的生物有效性。然后将两种不同浓度（10、50、250 mg/kg）的纳米颗粒物（纳米Cu O与纳米Zn O）与联苯菊酯（100μg/kg）分别添加到土壤中培养蚯蚓21天,在7、14、21天采样测定蚯蚓体内重金属、联苯菊酯、以及生物标志物的含量。与单独联苯菊酯处理组相比,添加了纳米颗粒物的复合组中蚯蚓体内联苯菊酯的浓度显着增加,其中当纳米Cu O和纳米Zn O浓度达到250 mg/kg时,复合污染物处理组中联苯菊酯的浓度达到23.2μg/g和28.9μg/g,分别是联苯菊酯单独处理组的2.65和3.32倍。结果表明纳米颗粒物促进了联苯菊酯从土壤向蚯蚓的转移,吸附试验结果显示这种现象不能用纳米颗粒物的“载带效应”来解释。纳米颗粒物可以毒害蚯蚓体腔细胞并破坏了体腔,蚯蚓通过体腔吸收疏水性化学物质（联苯菊酯）,因此更多的联苯菊酯通过受伤的体腔进入到蚯蚓体内。复合污染处理组中蚯蚓体内的Cu2+或Zn2+的富集增加反过来证实了这一假设。在个体毒性试验中,联苯菊酯和纳米颗粒物均引起蚯蚓的氧化损伤,而二者复合污染引起的毒性效应高于单独污染物。然后将两种不同浓度（10、50、250 mg/kg）的纳米颗粒物（纳米Cu O与纳米Zn O）与五氯硝基苯（100μg/kg）分别添加到土壤中培养蚯蚓21天,在7、14、21天采样测定蚯蚓体内重金属、五氯硝基苯、以及生物标志物的含量。与单独五氯硝基苯处理组相比,添加了纳米颗粒物的复合组中蚯蚓体内五氯硝基苯的浓度显着增加,同样观察到当纳米Zn O和纳米Cu O浓度达到250 mg/kg时,复合污染物处理组中五氯硝基苯的浓度达到21.7μg/g和27.5μg/g,分别是五氯硝基苯单独处理组的2.47和3.13倍。纳米颗粒物（纳米Zn O和纳米Cu O）的存在有助于蚯蚓积累五氯硝基苯,从而提高了土壤中五氯硝基苯的生物有效性。纳米颗粒物和五氯硝基苯对蚯蚓体腔细胞的损伤是由于体腔细胞产生过量ROS所致。在个体试验中,纳米颗粒物和五氯硝基苯对蚯蚓造成氧化损伤,导致污染物处理组ROS的含量增加。由此,本论文假设纳米颗粒物的存在会给蚯蚓带来毒害作用,损伤了蚯蚓的体腔,从而增加了蚯蚓体内五氯硝基苯的富集,增加了土壤中五氯硝基苯的生物有效性。目前大部分研究纳米颗粒物对有机污染物在环境-植物体系中迁移转化以及环境中生物有效性的影响与机制都集中在水培试验中或者水环境中,本试验创新性模拟了实际种植（土壤种植）过程中农药的迁移转化,其科学意义体现在以下两个方面:（1）探索纳米颗粒物对农药在植物和蚯蚓体内富集的影响,揭示纳米颗粒物对土壤中农药生物有效性的影响机制。（2）建立纳米颗粒物与农药在植物体内与蚯蚓体内富集的关系,为环境中复合污染的综合评估提供新思路。
邓睿[4]（2020）在《碳纳米管与五氯酚、环丙沙星对细菌的复合毒性及致毒机理》文中研究指明碳纳米管（CNTs）是目前使用最广泛的纳米材料之一,经排放进入环境后可与共存污染物产生复合生物效应,危害生态环境。目前对CNTs与有机污染物（OCs）复合毒性的案例研究以及相关机理的认识还很欠缺,有必要研究CNTs-OCs的细菌毒性以及OCs性质和细菌种类的影响。五氯酚（PCP）属于优先控制污染物和人类致癌物,是一种典型的传统OCs,而环丙沙星（CIP）作为氟喹诺酮类抗生素的代表,已被确定为环境中常见的新型OCs;PCP和CIP分别是疏水性和亲水性物质,与CNTs的相互作用和复合毒性可能不同。革兰氏阴性菌大肠杆菌（E.coli）和阳性菌枯草芽孢杆菌（B.subtilis）具有不同的理化性质和生理特征,对同一暴露体系的响应可能不同。本文通过显微观察、生物化学指标测定、生物累积实验、转录组学和代谢组学分析等方法,探讨了一种氧化多壁碳纳米管（OCNTs）与PCP或CIP对E.coli和B.subtilis的复合毒性及致毒机理。取得如下主要研究结果:（1）OCNTs和PCP均能通过破坏细胞膜、诱导氧化应激和干扰基因表达来抑制E.coli的生长繁殖,OCNTs和PCP暴露3 h的半数抑制浓度(IC50)分别为14.4±1.8和11.5±1.6 mg/L,且两者的复合毒性为拮抗。PCP能通过增加静电斥力和降低细胞表面疏水性（CSH）而减少OCNTs的生物累积及其诱导产生的胞内活性氧;OCNTs能缓解PCP对生物合成、蛋白质和小分子代谢以及细胞器相关基因表达的干扰作用。（2）CIP对E.coli生长的3-h IC50为244±14 mg/L,与OCNTs复合为拮抗毒性,细胞膜破损和氧化应激有所缓解。CIP能通过降低CSH减少OCNTs的生物累积,从而降低OCNTs的毒性。OCNTs可减轻CIP对DNA回旋酶活性的抑制作用,从而减少CIP对基因表达的干扰,尤其是与含氮化合物代谢、氧化还原酶活性和铁硫蛋白成熟相关的基因。OCNTs还可通过调节不饱和脂肪酸的合成和一些氨基酸及谷胱甘肽的代谢来降低CIP对代谢过程的影响。（3）OCNTs、PCP、CIP对B.subtilis生长的3-h IC50分别为12.5±2.6、3.5±0.5、0.46±0.03 mg/L,OCNTs与PCP或CIP联合暴露分别为相加和协同毒性,PCP或CIP优先暴露后再与OCNTs共暴露复合毒性会增强。三种污染物均能破坏细胞膜,加剧氧化应激,显着改变代谢产物脂肪酸类、氨基酸、甘油、糖胺和小分子酸的含量。PCP能降低OCNTs的生物累积,CIP则没有显着影响。OCNTs可以升高PCP和CIP的生物累积,并可能通过“木马效应”增强CIP的毒性。OCNTs的共存会增大CIP对拓扑异构酶Ⅳ活性的抑制作用,并干扰与ABC转运蛋白和赖氨酸合成相关基因的表达。
宋杨[5]（2020）在《白玉蜗牛与土壤（微）塑料的相互影响》文中研究表明塑料制品的广泛使用与回收管理不善已经导致全球性塑料污染问题,土壤则是大量塑料垃圾的蓄积地。土壤中的塑料会破碎或降解成更小的塑料碎片,尺寸小于5 mm的塑料残片称为微塑料,是近年来倍受关注的新型污染物。以往较多的研究关注于海洋环境中的微塑料,而对陆地土壤环境中微塑料的环境归趋和生态风险还知之甚少。土壤动物有很多机会接触土壤中的塑料碎片,是否会通过摄食和消化来影响微塑料在土壤中的归趋,并诱发动物的毒性效应,还鲜有研究报道。此外,尚不清楚土壤动物是否具备降解土壤中残留塑料的能力。本文选择常见的土壤无脊椎动物白玉蜗牛（Achatina fulica）作为实验对象,使用聚对苯二甲酸乙二酯（PET）微塑料纤维（MFs,平均长度和平均直径分别为1257.8μm,76.3μm）和聚苯乙烯（PS）泡沫为实验材料,观察动物对（微）塑料的摄食、代谢和排出,分析（微）塑料对蜗牛生长发育、组织病理和氧化应激相关酶活的影响;通过体视显微镜镜检、扫描电子显微镜（SEM）观察、凝胶色谱分析（GPC）、傅里叶变换红外光谱（FTIR）和质子核磁共振（1H NMR）对比分析排出粪便中残留的和原（微）塑料的表面形态、粒径分布、分子量、基团结构变化,从而分析土壤动物和（微）塑料的相互影响。主要结果如下:（1）尼罗红染色的PET微塑料纤维喂食白玉蜗牛5小时,在5、10、12、24小时后分别在食道、胃、前肠和后肠观察到微纤维的大量积聚,它们在48小时后完全排出体外。扫描电镜显示,微塑料纤维经消化排出后表面出现明显裂纹和腐蚀痕迹,且被排出体外的微塑料纤维的直径较摄食前显着性地减小了10.81±6.26%（p<0.001）。（2）蜗牛在浓度分别为0.01、0.14、0.71 g kg-1的微塑料纤维模拟土壤暴露28天后,均未观察到蜗牛死亡。与对照组比较,中高浓度的微塑料纤维暴露使蜗牛摄食量平均减少24.7-34.9%,排泄量显着减少46.6-69.7%,但未观察体重、壳长和壳口直径与对照组的明显差异。通过主要器官的组织病理学切片分析,发现高浓度组40%的蜗牛的胃肠道组织受到损伤,表现为胃肠壁绒毛缩短或破裂,但对肝组织和肾脏没有明显的损伤效应。另外,高浓度组蜗牛肝组织的谷胱甘肽过氧化物酶（GPx）活性下降了59.3±13.8%,总抗氧化能力（T-AOC）下降36.7±8.5%,脂质过氧化指数（MDA）上升58.0±6.4%,均与对照组具有显着性差异,表明微纤维引起机体氧化应激。（3）经过为期4周的PS泡沫板和油麦菜联合喂食实验后,每只蜗牛平均摄食18.5±2.9 mg的PS,对所有粪便经30%H2O2消解和过滤提取PS,其中PS残留量为每只蜗牛12.8±1.1 mg,通过质量核算后测定摄入的30.7%的PS被消化。对粪便中PS进行形态尺寸统计,粒径分布在0.146-3.1 mm之间。摄食PS的蜗牛体重、壳长和壳口直径与对照组相比没有异常变化。GPC分析表明粪便残留的Mw值从摄食前的234,500 Da增长到250,300 Da,Mn值从92,000 Da增长到106,000 Da,这说明PS在蜗牛体内发生有限的解聚。FTIR和1H NMR的分析结果显示,蜗牛体内形成了氧化中间体和化学修饰官能团,如碳碳双键（-CH=CH-）、羰基（H2C=O）和羟基（-OH）等新基团出现。（4）预先对蜗牛进行五天的土霉素喂食后,其肠道菌群数量下降两个数量级,然后进行同前的泡沫板喂食4周,残留粪便的PS分子量也发生了一定变化,Mw值增长到245,900 Da,Mn值增长到100,860 Da,与未进行抗生素干扰的正常蜗牛实验结果基本一致。通过高通量测序详细分析了PS泡沫喂食0、2、4周时蜗牛肠道菌落的种群变化,结果显示PS摄食和消化导致肠杆菌科、鞘脂杆菌科相对丰度明显增加,反映这些肠道菌群与PS的生物降解有关。以上结果表明:（1）白玉蜗牛能主动摄食并消化排出PET微塑料纤维,5小时的暴露不会引起微纤维在蜗牛体内的累积;蜗牛的消化能够加速微塑料表面磨损,肠道是影响微塑料的主要消化器官。（2）微塑料纤维影响蜗牛的摄食和排泄,诱导胃肠道发生病理学变化,氧化应激参与了微纤维的毒性机制。（3）蜗牛能被诱导摄食PS泡沫,通过咀嚼和消化破碎成微塑料。蜗牛的消化能解聚部分低分子量PS,导致PS的限制生物降解作用。（4）摄食和消化PS能够影响蜗牛肠道菌群的结构和丰度,表明肠道菌群可能间接参与了蜗牛的生物降作用。本论文首次探究了PET和PS（微）塑料与土壤动物蜗牛的相互作用,揭示了（微）塑料对土壤动物多方面的毒性和不良影响;另一方面,土壤动物能反过来对（微）塑料造成磨损、破碎化和降解等产生一系列生物作用。这些新颖的研究结果为陆地土壤环境中微塑料的源剖析和归趋分析提供了科学依据,为土壤（微）塑料污染的生态环境风险提供了新证据。
徐坤[6]（2020）在《改性纳米碳黑-Cd对蚯蚓的联合毒理效应与机理》文中指出随着《土壤污染防治行动计划》和《土壤污染防治法》的颁布实施,我国土壤污染防治进入了新的时期。针对我国土壤重金属轻微、轻度污染的特点,原位钝化修复技术蓬勃发展。纳米材料,由于具有超强的吸附能力,已被广泛应用于土壤重金属的原位钝化修复研究。但是,应用于重金属污染土壤修复进入土壤的纳米材料与通过其他途径进入土壤的纳米材料存在显着地不同:一是,土壤中浓度高,二是,选择性钝化吸附着大量重金属,改变了纳米材料的表面性质。纳米材料,尤其应用于重金属污染土壤修复后,在土壤中长期蓄积令人担忧。“强化土壤污染管控和修复,有效防范风险”要求必须清楚认识进入土壤中纳米材料和将要应用于污染土壤修复的纳米材料的生物毒理效应,这对土壤污染管控至关重要。本文以纳米碳黑为核心研究材料,在对纳米碳黑（CB）、还原氧化石墨烯（RGO）、单壁碳纳米管（SWCNT）形貌结构、表面电荷、化学组成等的分析基础上,以赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）为受试生物,通过模拟试验、培养试验和体外试验等,研究同质异形（纳米碳黑、还原氧化石墨烯、单壁碳纳米管）碳纳米材料对蚯蚓死亡率、体重、抗氧化生物标志物、体腔细胞毒性、肠道细菌群落组成和结构、代谢物响应等宏观和微观指标的影响,通过培养试验、彗星试验等研究表面改性对纳米碳黑毒理效应的影响,通过体外试验、培养试验、MIXTOX模型分析研究改性纳米碳黑-Cd对蚯蚓的联合毒理效应,揭示同质异形碳纳米材料、纳米碳黑表面改性前后、改性纳米碳黑-Cd结合对蚯蚓的毒理效应机制,为改性纳米碳黑应用于重金属污染土壤钝化修复的生态安全性提供了理论依据。本文的主要研究结果如下:（1）CB为近球形,三个维度均在纳米级;RGO为片状,单层或少层堆叠,厚度在纳米粒级,横向尺寸在微米或亚微米尺度;SWCNT为单壁长管状,管径在纳米级,长度在微米级。三种碳纳米材料的长宽比为SWCNT（500030000）>RGO（1345456）>CB（接近1）,平均水动力学直径SWCNT>RGO>CB。三种碳纳米材料的比表面、Zeta电位相近,表面主要官能团为C-C、C-O、C=C、O-H,CB具有芳香环状结构,SWCNT具有典型的碳骨架结构。RGO含氧量是SWCNT的2.83倍,CB的7.50倍。CB具有最多的缺陷,SWCNT拥有更完整的晶型和更少的缺陷。三种材料中的重金属杂质主要是Fe,其含量为SWCNT>CB>RGO。（2）三种碳纳米材料（CNs）浓度低于15.7μg/cm2和1000 mg/kg土壤时,不会对蚯蚓存活产生明显的影响,但明显影响了蚯蚓的生长。土壤培养28天只有CB处理为正增长,RGO处理和SWCNT处理均为负增长。三种CNs滤纸接触48小时对蚯蚓氧化应激的影响存在显着差异,总的表现为促进了蚯蚓超氧化物歧化酶（SOD）活性,对过氧化氢酶（CAT）的影响不如对SOD的影响明显,对蚯蚓丙二醛含量无显着影响（P>0.05）。三种CNs对蚯蚓体腔细胞存活率的抑制随其浓度增大而增加。浓度在1 mg/L时对存活率无明显影响,在100 mg/L时CB、RGO和SWCNT均显着抑制细胞存活,存活率分别为对照的76.2%、64.1%和53.9%。肠道微生物有17.3%的OTUs是所有处理共有的,放线菌门是优势菌门,其次为变形菌门和厚壁菌门;细菌多样性香农指数的增加程度与CNs长宽比的对数呈负相关。蚯蚓对代谢物的影响SWCNT>RGO>CB;蚯蚓对碳纳米材料响应的标志代谢物是苯丙氨酸和胆碱。添加0.01%的CB、RGO和SWCNT使蚯蚓体内胆碱含量分别下降了14.0%、35.1%和46.8%;添加量为0.1%时,分别下降了38.8%、43.1%和64.8%。总之,三种材料对蚯蚓的毒性大小效应顺序为SWCNT>RGO>CB。（3）CB经酸性高锰酸钾改性后,表面特性的主要变化是含氧官能团增加、Zeta电位降低。改性后MCB对蚯蚓的存活、体重、异常率的影响与CB无显着差异（P>0.05）,但回避率显着高于CB,且存在剂量依赖关系,当MCB浓度为1.5%时,回避率高达93.3%。用综合生物标志物响应法计算CB和MCB对蚯蚓生理生化指标的影响,结果为MCB处理中蚯蚓受到的胁迫压力大于CB。当体外培养浓度大于100 mg/L时,CB对蚯蚓肠道组织、细胞存活率和病理形态均有显着影响。经表面改性后,MCB对蚯蚓细胞存活率、DNA的影响也显着大于CB。（4）MCB对Cd的吸附更符合Langmuir吸附等温线,为单分子层吸附,饱和吸附量为18.9 mg/g,吸附活化能为36.6 kJ/mol,吸附焓变-98.4 kJ/mol,吸附为自发反应。MCB对Cd吸附机制为化学配合和π-阳离子相互作用。Cd和MCB的EC50分别为17.67 mg/L和94.00 mg/L。MCB-Cd可以被蚯蚓体腔细胞吞噬,造成细胞线粒体损伤、扰动核膜稳定性,导致细胞凋亡。MIXTOX模型、联合作用指数和Cd吸收结果(2 mg/L Cd2++20 mg/L MCB抑制吸收,10mg/L Cd2++60 mg/L MCB促进吸收)支持MCB-Cd低剂量混合物具有拮抗作用,而高剂量混合物具有协同作用的剂量水平依赖毒理模式。添加1.5%MCB后土壤中有效态Cd含量降低了33.3%,但是培养28天后,未添加MCB的处理蚯蚓存活率比对照降低了29.6%,添加MCB的处理降低了51.9%。蚯蚓对土壤中Cd有明显的富集作用,在Cd污染土壤中生物富集系数为9.25,添加MCB后为9.53。MCB+Cd显着（P<0.05）提高了氧化型谷胱甘肽水平,氧化型谷胱甘肽和还原型谷胱甘肽比值仅为对照的39%。Cd显着提高了CAT和乳酸脱氢酶活力,MCB+Cd抑制了CAT和乳酸脱氢酶活力。Cd和MCB存在联合毒理效应。（5）碳纳米材料的形貌是导致其蚯蚓毒理效应的最重要因素。较短的SWCNT碳管,通过内吞或穿透的方式进入细胞,较长的碳管,无法完全进入细胞膜,而严重扰乱细胞膜的稳定性。RGO具有锋利侧边,通过“包裹”、“插入”、“提取”、“纳米刀”等形式破坏细胞膜。CB近球形,粒级最小,更容易被细胞内吞和外泌,是三种材料中对细胞膜损伤最小的。改性后MCB比CB毒性增加的直接原因是Zeta电位降低和含氧官能团增加引起的氧化应激。MCB对Cd的吸附能力和吸附稳定性均比CB大幅增加。化学吸附作用下,MCB-Cd紧密结合形成“新的化合物”,降低了Cd的生物毒性,Cd的吸附改变MCB的表面性质,降低了MCB的生物毒性,MCB-Cd表现出毒理学拮抗作用。MCB对Cd的强吸附可能利于Cd转运体腔细胞内,引发一系列毒副反应,导致协同毒性作用。蚯蚓体腔细胞吞噬作用和化学吸附共同导致MCB-Cd的剂量依赖拮抗-协同转换。在Cd污染土壤中添加MCB对蚯蚓的毒理效应主要发生在体内吸收。MCB会负载Cd进入蚯蚓体内,蚯蚓肠道内分泌出大量多糖、氨基酸等小分子有机质,络合/螯合作用推动了进入肠道内Cd的活化,进而对蚯蚓产生毒理效应。大多数研究都证实了碳纳米材料对重金属有较好的吸附性能,可以显着降低土壤中重金属有效态含量,减少重金属向植物可食部迁移,保障食品安全。但是本研究显示:由于碳纳米材料的纳米级粒径、形貌结构、表面特性等,本身具有一定的生物毒理效应,尤其钝化吸附土壤中重金属后,没有显着降低重金属对蚯蚓的毒性效应。碳纳米材料应用于重金属污染土壤钝化修复时,对蚯蚓的生态风险较大。因此,建议重金属污染土壤钝化修复时,慎用纳米级钝化剂。
肖璠,邢美燕[7]（2020）在《蚯蚓生物技术在环境安全领域的应用及其机理研究进展》文中认为随着社会的发展,环境安全逐渐成为人类生活的刚需,生物处置方法一向因环保节能备受青睐。蚯蚓作为土壤生态系统的工程师,因其生存于复杂的土壤环境中而能维持机体稳定,受到科研人员的关注。近年来,蚯蚓生物技术被尝试应用于环境风险评价、土壤治理、市政污水污泥的处置,并在化学指标和病原微生物指标中均体现出优良的指示能力和治理能力。本文综述了当前蚯蚓生物技术在环境安全领域应用的研究成果,并结合蚯蚓-微生物共生体系及蚯蚓自身免疫功能的相关研究为以上应用提供机理分析,总结了当前技术应用的优势与不足,以期为蚯蚓更广泛的应用及机理研究的方向提供参考。
于晓龙[8]（2019）在《三-（2-氯异丙基）磷酸酯的紫外驱动高级氧化降解机制及其降解产物毒性研究》文中研究说明有机磷阻燃剂（organophosphate flame retardants,OPFRs）作为一类新型污染物由于其持久性、生物累积性、生物毒性而被广泛关注。然而,目前关于OPFRs潜在人类健康风险评估、OPFRs的紫外驱动高级氧化（UV-AOPs）降解机制与其降解产物毒性方面的研究还相对较少。本文以三-（2-氯异丙基）磷酸酯（tris-（2-chloroisopropyl）phosphate,TCPP）为研究对象,利用A549细胞作为模式细胞,对比考察了TCPP与不同阻燃剂的细胞毒性和毒性效应;分别研究了3种不同类型UV-AOPs对TCPP的降解机理及其转化机制,并通过流式细胞技术和蛋白质组学技术分别从细胞水平和分子水平对TCPP降解产物进行了毒理学评价。主要研究结果如下:（1）TCPP、TCEP（tris（2-choroethyl）phosphate）、TCP（tricresyl phosphate）、TPHP（triphenyl phosphate）、TBBPA（3,3’,5,5’-tetrabromobisphenol A）、BDE-47（2,2’,4,4’-tetrabromodiphenyl ether）均对A549细胞活力产生了不同的抑制效应,其中BDE-47抑制作用最强,TCEP抑制作用最弱,且具有一定的时间—剂量效应关系。高剂量组的OPFRs和BFRs（≥100μmol/L）显着诱导了胞内ROS的过量产生,线粒体膜电位下降,诱发线粒体功能障碍,产生氧化应激反应进而诱导了细胞凋亡以及胞内游离Ca2+水平上升。此外,Caspase-3抑制剂能够减少细胞凋亡,显着改善细胞的存活率。不同类型阻燃剂诱导的细胞凋亡可能与胞内ROS介导的氧化应激有关。同时,OPFRs和BFRs诱导的细胞凋亡是Caspase依赖的线粒体途径。（2）UV/TiO2、UV/PS、UV/H2O2对TCPP降解反应均遵循伪一级动力学,其反应速率常数(kobs)分别为0.3146/min、0.1653/min、0.1328/min,去除率分别为99.97%（UV/TiO2）、99.91%（UV/PS）和96.1%（UV/H2O2）,但矿化水平相对较低,分别为49.1%（UV/TiO2）、43.2%（UV/PS）和41.9%（UV/H2O2）。在中性条件下,TCPP能够被快速去除,而强碱性（pH=11.0）条件显着抑制了TCPP的去除。随着Cl-、NO3-和腐殖酸浓度的不断增加,TCPP去除率显着降低,而且腐殖酸对TCPP去除的抑制作用显着强于Cl-和NO3-。此外,利用高分辨质谱分别检测到6种产物（UV/TiO2）,12种产物（UV/PS）,9种产物（UV/H2O2）,包括脱氯产物、羟基化产物和酮衍生物。主要的反应机理涉及氧化、羟基化、脱氯和脱烷基化。其产物主要有C6H13Cl2O4P（m/z251.0002）、C3H8ClO4P（m/z 174.9922）、C9H17Cl2O5P（m/z 307.0266）、C9H17Cl2O6P（m/z323.0217）、C6H12ClO6P（m/z 247.0134）、C9H18Cl3O5P（m/z 343.0033）、C9H16Cl3O5P（m/z 340.9876）、C6H13Cl2O5P（m/z 266.9954）、C3H8ClO5P（m/z 190.9877）、C3H4ClO3P（m/z 154.9669）、C9H18ClO6P（m/z 289.0587）、C9H18ClO4P（m/z 257.0708）。根据EE/O分析,对腐殖酸的预处理将有利于UV-AOPs对TCPP高效去除。（3）利用大肠杆菌（E.coli）对TCPP及其降解产物进行了毒性评估,结果表明TCPP经过UV-AOPs氧化降解被转化为低毒或无毒的小分子代谢产物,从而减少了对菌体的胁迫作用,降低了胞内ROS水平,改变了胞内胞外Na+/K+分布,改善了胞内离子稳态失调,提高了细胞膜电位。同时,细胞的凋亡率逐渐降低以及对细胞周期C期的抑制作用减弱（如DNA的合成、氨基酸的合成代谢）,促进了微生物的正常代谢活动。（4）基于iTRAQ对E.coli暴露于TCPP及其混合降解产物下的差异蛋白表达分析,E.coli在10 min和60 min混合降解产物胁迫下,分别鉴定出144个差异蛋白和154个差异蛋白。其中上调蛋白的个数分别为40个和64个,下调蛋白的个数分别为104个和90个。这些差异蛋白涉及的主要代谢过程包括生物合成、细胞氮化合物代谢过程、细胞胁迫响应过程、氨基酸代谢过程、分解代谢过程、膜转运过程和DNA转录翻译过程和前驱体代谢产物合成及能量产生过程等。降解产物刺激了E.coli胞内多糖、磷酸戊糖的代谢,导致了糖酵解代谢通路上调表达,同时诱导了与DNA、RNA和ATP合成相关蛋白上调表达。fabA、fabD、fabF和fabZ的上调表达促进了不饱和脂肪酸和磷脂酸的生物合成。此外,降解产物诱导了富马酸盐、琥珀酸盐、苹果酸盐和草酰乙酸盐在TCA循环中积累,促进了氧化磷酸化代谢通路以及氨基酸/脂质合成代谢通路的上调表达。同时,应激蛋白（uspA、uspC、uspE、uspF和uspG）的显着下调表达表明混合降解产物表现出比TCPP更低的毒性。本研究揭示了TCPP、TCEP、TCP、TPHP、TBBPA、BDE-47的细胞毒性及致毒机制。此外,分别阐述了利用不同UV-AOPs降解TCPP的反应机制,使用流式细胞技术和iTRAQ技术揭示了TCPP及其降解产物对细胞代谢、分子网络及系统发育水平的扰动。该研究还为UV-AOPs技术的安全性提供了一种新型的毒理学评价方法。
姚鸿州[9]（2019）在《三种琥珀酸脱氢酶抑制剂类杀菌剂对斑马鱼的毒性效应研究》文中认为农药对社会发展的重要性显而易见。近年来杀菌剂,尤其是新型琥珀酸脱氢酶抑制剂（SDHI）类杀菌剂获得快速发展。杀菌剂在长期使用后可能有残留物迁移到水体环境,有必要就其对水生生物的潜在风险进行研究。SDHI类杀菌剂对鱼类具有潜在的毒性,然而关于苯并烯氟菌唑,吡唑萘菌胺和氟唑环菌胺对水生生物的毒性效应和机制的信息还很有限。鉴于此,本文通过应用斑马鱼胚胎和成鱼作为模式生物开展SDHI类杀菌剂苯并烯氟菌唑,吡唑萘菌胺和氟唑环菌胺的水生生物毒性实验,探讨它们对非靶标生物斑马鱼的潜在毒性和作用机制。（1）通过96小时急性暴露试验,揭示这三种杀菌剂导致斑马鱼胚胎产生形态变化,孵化失败和死亡。苯并烯氟菌唑,吡唑萘菌胺和氟唑环菌胺对胚胎孵化抑制的96小时半数效应浓度值分别是0.039,0.21和3.41 mg/L,对胚胎的96小时半数致死浓度值分别是0.041,0.24和3.69 mg/L。（2）通过急性发育毒性试验,揭示苯并烯氟菌唑,吡唑萘菌胺和氟唑环菌胺对斑马鱼胚胎发育的多个方面造成影响。（1）干扰胚胎发育相关基因bmp2b,gh1,ghra和igf1的表达,导致仔鱼体长较短。（2）干扰仔鱼ATP,NO,NOS,CaN,AChE和EPI,影响胚胎的自主运动和仔鱼的自由运动。（3）干扰心脏发育相关基因cyp26a1和myh7的表达,扰乱心跳速率。（4）干扰仔鱼细胞凋亡相关基因apaf1,baxa,bbc3,bcl2a,casp3a,caspb和tp53,诱导细胞凋亡。（5）影响仔鱼中抗氧化标志物CAT,GST,POD和SOD的活性以及GSH含量,引起ROS和MDA含量增加。（6）抑制仔鱼中SDH活性。（7）对仔鱼中T4和T3含量产生干扰。（8）干扰仔鱼先天免疫相关基因ccl34a.4,cxcl18b,ifnphi1,il6,il6r,loxa,nos2a和tnfa的表达。（3）通过对成年斑马鱼的4天急性毒性试验和7天暴露后检测氧化应激相关指示物,探讨这三种杀菌剂急性暴露对成鱼生存和氧化应激的影响。（1）急性暴露影响成鱼的形态和运动,苯并烯氟菌唑,吡唑萘菌胺和氟唑环菌胺对成鱼的96小时半数致死浓度值分别为0.065,0.33和2.60 mg/L。（2）7天毒性暴露影响成鱼中抗氧化标志物CAT,GST,POD和SOD的活性以及GSH的含量,引起MDA含量增加。（4）通过对成年雌性斑马鱼的30天慢性暴露试验,探讨这三种杀菌剂对雌鱼的慢性毒性效应。试验表明苯并烯氟菌唑,吡唑萘菌胺和氟唑环菌胺的30天暴露对成年雌鱼的氧化应激,内分泌,神经系统,能量代谢和肠道组织形态造成影响。（1）影响雌鱼中抗氧化标志物CAT,GST,POD和SOD的活性以及GSH含量,引起MDA含量增加。（2）引起T4含量升高,T3含量下降。（3）导致T,E2含量下降。（4）诱导NO,NOS,CaN和EPI增加,抑制ATP和AChE活性。（5）抑制SDH活性。（6）引起肠道绒毛损伤。综上,SDHI类杀菌剂苯并烯氟菌唑,吡唑萘菌胺和氟唑环菌胺对斑马鱼胚胎和成鱼均表现出毒性。在本文中其毒性主要表现为急性致死、发育抑制、诱导氧化应激、神经毒性、内分泌干扰和肠道损伤等。因此,这类杀菌剂对水生生物的潜在毒性可能通过多种途径表现出来,它们对水生生物的潜在影响值得进行更深入的研究。
宁玉翠[10]（2019）在《镉胁迫下蚯蚓（Eisenia fetida）氧化应激反应及解毒机制研究》文中提出蚯蚓对多数污染物比其他土壤动物敏感,可作为一种早期预警生物,用来研究和评价土壤污染状况及土壤环境质量。重金属污染的高度隐蔽、不可逆,以及长期、易积累性致使土壤生态系统受到不同程度影响。本研究以赤子爱胜蚓为受试生物,观测了镉胁迫下蚯蚓的中毒症状、行为以及生长抑制率等,测定了蚯蚓体内的氧化应激指标,分析不同胁迫时间和胁迫浓度后的氧化应激响应效应,同时,研究了镉胁迫对蚯蚓头部组织和尾部组织中氨基酸代谢的影响,以及镉胁迫后的蚯蚓体内和土壤中微生物群落的碳源利用变化,并结合氧化应激效应,探明了镉胁迫后的蚯蚓对自身生理机能的驱动机制。同时,借助于宏基因测序,分析了蚯蚓体内微生物群落和土壤微生物群落间的调控机制,揭示镉胁迫下蚯蚓生物体的解毒机制,为镉污染土壤的生态安全风险评价和今后开展受污染土壤的生物修复提供科学依据。具体研究结果如下:（1）蚯蚓对镉胁迫较为敏感,其中毒反应呈现明显的剂量-时间关系。随着镉浓度的增加,蚯蚓受到的毒害程度呈现整体增大,但局部有小幅度降低,当镉的毒害力超过蚯蚓的解毒力时,蚯蚓出现死亡。（2）人工土壤短期试验中,在蚯蚓的尾部组织中能够作为预警指示物、能够灵敏反应机体内氧化应激的主要指标有:CAT、TP、SOD和POD,头部组织中为TP、CAT和POD;长期试验中,尾部组织中的主要指标为GPX和MDA,头部组织中为GPX。自然土壤胁迫试验组的蚯蚓尾部组织中,能够灵敏有效指示其受到重金属镉胁迫的毒性大小的指标有:CAT、TP和MDA;头部组织中则为POD。（3）将改进的因子分析法、主成分分析法与传统生物统计学相结合,以及层次分析法和因子分析法相结合构建了生物标志物筛选模型,利用构建的模型可快速、有效并直观的筛选重金属胁迫下蚯蚓体内主要的氧化应激效应指标,解决了生物标志物的科学筛选和对生态系统污染的准确性和科学性评价。（4）镉胁迫改变了蚯蚓体内的代谢途径,使得氨基酸组分发生变化,同时,也影响了土壤和蚯蚓体内的微生物群落功能多样性,且随着胁迫时间的延长和胁迫浓度增加,蚯蚓会调整自身生理机能（包括体内微生物群落结和自身代谢机制）,同时调控外界环境中微生物群落结构以获取生长所需的物质。本研究表明,蚯蚓头部组织中的天冬氨酸、谷氨酸、胱氨酸、蛋氨酸和组氨酸以及尾部组织中的胱氨酸和苯丙氨酸维持蚯蚓生理代谢,是用以抵御镉胁迫的重要氨基酸组分。碳源2-羟基苯甲酸、γ-羟丁酸、甘氨酰-L-谷氨酸、α-丁酮酸、苏氨酸和α-环式糊精是镉胁迫下蚯蚓维持自身正常生理代谢的重要碳源。（5）通过对镉胁迫后的蚯蚓体内的生理机能变化进行通径分析,揭示了镉胁迫下蚯蚓对自身氧化应激效应和微生物群落功能多样性的驱动过程:50 mg/kg镉胁迫下,蚯蚓体内的AChE可调控微生物群落中分布均匀的非优势种群。100-125 mg/kg镉胁迫下,MDA与微生物群落中的优势种群关系密切,且该种群微生物主要利用碳源D-半乳糖醛酸。250 mg/kg镉胁迫下,蚯蚓体内的微生物群落主要利用甘氨酰-L-谷氨酸合成谷氨酸,供给蚯蚓的脏器用以合成GSH。在高浓度（500 mg/kg）镉胁迫下,蚯蚓体内氧化应激效应主要用于维持自身基本的生理代谢;原生的微生物群落彻底退化,出现耐受重金属镉的先锋种,且该先锋种与GPX和CAT关系密切,主要碳源为甘氨酰-L-谷氨酸。同时,研究发现,在短期胁迫过程中,氧化应激效应比微生物群落对镉胁迫更加的敏感并有效,且氧化应激效应调控蚯蚓体内微生物群落功能多样性,而在长期镉胁迫下,微生物群落功能多样性的变化可能还受到其他因素的调控。（6）将典型相关思想融入TOPSIS法,建立了全新的数学模型,经由不同种类碳源的利用强度分析微生物群落在不同培养期后的变化,寻找敏感的时间节点和浓度节点,确定镉胁迫下的蚯蚓体内微生物群落和土壤中微生物群落间的调控关系,探明微生物随胁迫时间的演替过程。结果发现:短期胁迫试验中,镉胁迫下蚯蚓体内和土壤微生物群落间的调控过程可划分为5个阶段:胁迫1-3天,土壤中微生物群落受蚯蚓体内微生物群落调控;第4天,土壤中微生物群落仍受到镉胁迫的影响;在受镉胁迫5天,蚯蚓体内微生物与土壤中微生物处于稳定期向衰亡期过渡阶段,但在胁迫6-7天,蚯蚓体内微生物群落呈现优势态,形成了对土壤中微生物的主动调控,同时耐受镉的微生物开始出现并增殖;在短期胁迫后期（8-10天）,蚯蚓体内的优势微生物对土壤微生物的调控作用减弱,而土壤微生物群落中的耐镉种群则在这一阶段逐渐进化,适应随时间逐渐增强的镉胁迫。长期胁迫试验表明,土壤微生物群落和蚯蚓体内微生物群落间差异增大,两者之间几乎不存在调控关系。（7）借助于第二代宏基因测序技术,对100 mg/kg镉短期胁迫下的蚯蚓体内和土壤中微生物进行功能基因分析。结果发现,在镉胁迫下的蚯蚓解毒机制中,HBA基因、NEUROD1基因和ABCA3基因为蚯蚓体内微生物群落的调控基因;TC.FEV.OM基因和cheBR基因则为土壤中微生物群落的主要调控基因。同时,研究证实第五调控阶段出现的耐镉微生物为马赛菌属中未命名的新物种。
二、应激蚯蚓诱导抗菌肽作为环境风险评价生化标记的研究(英文)（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、应激蚯蚓诱导抗菌肽作为环境风险评价生化标记的研究(英文)（论文提纲范文）
（1）纳米零价铁与四氯联苯对赤子爱胜蚓的联合毒性效应（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤多氯联苯污染及毒性 |
| 1.1.1 土壤中多氯联苯的来源及迁移转化 |
| 1.1.2 土壤中多氯联苯的残留现状 |
| 1.1.3 多氯联苯的生物毒性效应 |
| 1.2 纳米零价铁技术研究进展 |
| 1.2.1 纳米零价铁在场地污染修复中的应用 |
| 1.2.2 纳米零价铁的毒性效应及生态风险 |
| 1.2.3 纳米零价铁与有机污染物的联合毒性效应研究 |
| 1.3 蚯蚓生态毒理学研究进展 |
| 1.3.1 蚯蚓毒性试验方法 |
| 1.3.2 蚯蚓毒性评价的生物标志物 |
| 1.3.3 代谢组学在蚯蚓应激及毒性评价中的应用及进展 |
| 1.4 研究目的与主要内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 主要内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 nZVI和 PCB77 对蚯蚓的表观毒性作用 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.2.3 实验土壤与蚯蚓 |
| 2.2.4 污染物暴露实验 |
| 2.2.5 蚯蚓-土壤系统中PCBs含量测定 |
| 2.2.6 土壤和蚯蚓中铁含量测定 |
| 2.2.7 蚯蚓生长抑制率测定 |
| 2.2.8 蚯蚓繁殖抑制率测定 |
| 2.2.9 组织形态学分析 |
| 2.2.10 细胞凋亡流式测定 |
| 2.2.11 数据统计与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 nZVI和 PCB77 在蚯蚓和土壤中的富集 |
| 2.3.2 nZVI和 PCB77 对蚯蚓生长和繁殖的抑制作用 |
| 2.3.3 nZVI和 PCB77 对蚯蚓的组织及细胞损伤 |
| 2.3.4 小结 |
| 3 nZVI和 PCB77 对蚯蚓氧化应激的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 污染物暴露实验 |
| 3.2.4 活性氧含量检测 |
| 3.2.5 蚯蚓体内抗氧化酶和丙二醛含量的测定 |
| 3.2.6 数据统计与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 nZVI和 PCB77 对蚯蚓体内ROS含量的影响 |
| 3.3.2 nZVI和 PCB77 对蚯蚓抗氧化酶活性的影响 |
| 3.3.3 nZVI和 PCB77 对蚯蚓脂质过氧化的影响 |
| 3.3.4 小结 |
| 4 nZVI和 PCB77 对蚯蚓代谢的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 仪器与设备 |
| 4.2.3 污染物暴露实验 |
| 4.2.4 代谢组学分析 |
| 4.2.5 数据统计与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 联合暴露下蚯蚓的代谢产物分析 |
| 4.3.2 差异代谢物统计分析 |
| 4.3.3 蚯蚓的扰动代谢通路分析 |
| 4.3.4 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介及攻读硕士期间成果 |
（2）溴氰虫酰胺种子处理防治玉米田地下害虫及对蚯蚓的生态毒性（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 地下害虫防治现状 |
| 1.1.1 我国玉米田的主要地下害虫 |
| 1.1.1.1 小地老虎 |
| 1.1.1.2 蛴螬 |
| 1.1.1.3 金针虫 |
| 1.1.2 玉米田地下害虫防治方法 |
| 1.2 种子处理技术的应用 |
| 1.2.1 种子处理技术的概念 |
| 1.2.2 种子处理的方法 |
| 1.2.3 种子处理方法的展望 |
| 1.3 溴氰虫酰胺的研究进展 |
| 1.3.1 理化性质 |
| 1.3.2 作用机制 |
| 1.3.3 使用情况 |
| 1.4 蚯蚓的生态毒理学 |
| 1.5 农药环境污染对蚯蚓的生态毒性 |
| 1.6 研究目的与意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 供试生物 |
| 2.1.2 供试品种 |
| 2.1.3 供试土壤 |
| 2.1.3.1 蚯蚓土壤 |
| 2.1.3.2 玉米土壤 |
| 2.1.4 试验药剂及仪器 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 溴氰虫酰胺对沟金针虫的毒力测定 |
| 2.2.2 溴氰虫酰胺对铜绿丽金龟的毒力测定 |
| 2.2.3 溴氰虫酰胺种子处理对玉米的安全性 |
| 2.2.3.1 室内安全性测定 |
| 2.2.3.2 田间安全性测定 |
| 2.2.4 溴氰虫酰胺种子处理对玉米田地下害虫的防治效果 |
| 2.2.4.1 室内盆栽条件对沟金针虫和铜绿丽金龟的防治效果测定 |
| 2.2.4.2 田间条件对地下害虫综合防治效果测定 |
| 2.2.5 溴氰虫酰胺对蚯蚓的生态毒性 |
| 2.2.5.1 毒性试验设计及染毒 |
| 2.2.5.2 蚯蚓生长繁殖的测定 |
| 2.2.5.3 蚯蚓体内抗氧化酶活性的测定 |
| 2.2.5.4 蚯蚓体内解毒酶GST活性的测定 |
| 2.2.5.5 蚯蚓体内ROS含量的测定 |
| 2.2.5.6 蚯蚓体内MDA含量的测定 |
| 2.2.5.7 蚯蚓体内PCO含量的测定 |
| 2.2.5.8 蚯蚓体腔细胞DNA损伤的测定 |
| 2.2.5.9 蚯蚓体内相关基因表达量的测定 |
| 2.2.5.10 蚯蚓转录组学检测与分析 |
| 2.3 数据统计与分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 溴氰虫酰胺对沟金针虫和铜绿丽金龟的毒力 |
| 3.2 溴氰虫酰胺种子处理对玉米的安全性 |
| 3.2.1 溴氰虫酰胺种子处理对玉米的室内安全性分析 |
| 3.2.2 溴氰虫酰胺种子处理对玉米的田间安全性分析 |
| 3.3 溴氰虫酰胺种子处理对玉米田地下害虫的防治效果 |
| 3.3.1 室内盆栽防治效果分析 |
| 3.3.2 田间综合防治效果分析 |
| 3.4 溴氰虫酰胺对蚯蚓的生态毒性 |
| 3.4.1 对蚯蚓的生长繁殖的影响 |
| 3.4.2 对蚯蚓体内抗氧化酶和解毒酶活性的影响 |
| 3.4.3 对蚯蚓体内ROS、MDA、PCO含量的影响 |
| 3.4.4 对蚯蚓体腔细胞DNA的损伤 |
| 3.4.5 对蚯蚓体内相关基因表达量的影响 |
| 3.4.6 相关指标的主成分分析 |
| 3.4.7 对蚯蚓的转录组学分析 |
| 3.4.7.1 RNA质量检验 |
| 3.4.7.2 差异基因分析 |
| 3.4.7.2.1 差异表达基因筛选与分析 |
| 3.4.7.2.2 差异表达基因功能富集分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 溴氰虫酰胺种子处理对玉米田地下害虫防治的综合评价 |
| 4.2 溴氰虫酰胺对蚯蚓的生态毒性 |
| 4.2.1 生长繁殖的影响 |
| 4.2.2 氧化应激的影响 |
| 4.2.3 脂质过氧化和蛋白羰基化影响 |
| 4.2.4 DNA损伤影响 |
| 4.2.5 相关基因表达量的影响 |
| 4.2.6 转录组学的的影响 |
| 5 结论 |
| 5.1 溴氰虫酰胺对两种玉米田地下害虫的毒力 |
| 5.2 溴氰虫酰胺种子处理对于玉米田的地下害虫防治效果 |
| 5.3 溴氰虫酰胺对蚯蚓的生态毒性评价 |
| 5.4 溴氰虫酰胺的应用评价 |
| 6 论文的创新之处和待研究问题 |
| 7 参考文献 |
| 8 附录 |
| 9 致谢 |
| 10 攻读学位期间论文发表及获奖情况 |
（3）纳米颗粒物对典型农药在土壤-植物中迁移和生物有效性的影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 术语与缩略语表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 纳米颗粒物简介 |
| 1.1.1 纳米材料概述 |
| 1.1.2 人工纳米颗粒物在植物体内的富集、迁移及毒性效应 |
| 1.2 农药简介 |
| 1.2.1 农药的分类 |
| 1.2.2 农药的危害 |
| 1.2.3 典型农药的研究进展 |
| 1.3 污染物的生物有效性简介 |
| 1.4 国内外研究现状 |
| 1.4.1 纳米颗粒物对有机污染物的吸附行为研究 |
| 1.4.2 有机污染物在植物体内的富集、迁移研究 |
| 1.4.3 纳米颗粒物对农药在土壤-植物中迁移影响的研究 |
| 1.5 选题背景 |
| 1.6 研究目的和意义 |
| 1.7 研究内容、技术路线 |
| 1.7.1 纳米颗粒物对农药在土壤-植物体系迁移的影响 |
| 1.7.2 纳米颗粒物对农药生物有效性的影响研究 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料、仪器和试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 农药在土壤中的吸附实验 |
| 2.2.2 盆栽模拟实验 |
| 2.2.3 人工土壤培养蚯蚓测定生物有效性实验 |
| 2.2.4 样品采集、前处理及测定 |
| 2.2.5 蚯蚓体内各生物标志物的测定 |
| 2.2.6 植物体内金属离子浓度的测定 |
| 2.2.7 蚯蚓体内金属离子浓度的测定 |
| 第三章 纳米颗粒物对农药在土壤植物体系迁移的影响机制研究 |
| 3.1 纳米碳对PCNB在土壤-小白菜中的迁移运转的影响 |
| 3.1.1 引言 |
| 3.1.2 材料与方法 |
| 3.1.3 结果与讨论 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 纳米CuO对联苯菊酯在土壤-油菜中的迁移运转的影响 |
| 3.2.1 引言 |
| 3.2.2 材料与方法 |
| 3.2.3 结果与讨论 |
| 3.2.4 小节 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 典型农药的生物有效性研究 |
| 4.1 五氯硝基苯的生物有效性研究 |
| 4.1.1 引言 |
| 4.1.2 材料与方法 |
| 4.1.3 结果与讨论 |
| 4.1.4 小结 |
| 4.2 甲基立枯磷的生物有效性研究 |
| 4.2.1 引言 |
| 4.2.2 材料与方法 |
| 4.2.3 结果与讨论 |
| 4.2.4 小结 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 纳米颗粒物对农药的生物有效性影响机制研究 |
| 5.1 纳米颗粒物对联苯菊酯生物有效性的影响机制研究 |
| 5.1.1 引言 |
| 5.1.2 材料与方法 |
| 5.1.3 结果与讨论 |
| 5.1.4 小结 |
| 5.2 纳米颗粒物对五氯硝基苯生物有效性的影响机制研究 |
| 5.2.1 引言 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 结果与讨论 |
| 5.2.4 小结 |
| 5.3 本章总结 |
| 第六章 结论、展望及创新点 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 论文创新点 |
| 6.3 研究中存在的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 发表文章目录 |
| 致谢 |
（4）碳纳米管与五氯酚、环丙沙星对细菌的复合毒性及致毒机理（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 NPs与污染物的复合毒性 |
| 1.1.1 NPs对污染物毒性的影响 |
| 1.1.2 污染物对NPs毒性的影响 |
| 1.1.3 NPs和污染物毒性间的相互作用 |
| 1.2 NPs与溶解有机质、无机配体及另一种NPs的复合毒性 |
| 1.2.1 NPs与溶解有机质的复合毒性 |
| 1.2.2 NPs与无机配体的复合毒性 |
| 1.2.3 两种NPs的复合毒性 |
| 1.3 NPs和共存污染物的生物累积 |
| 1.3.1 NPs对污染物生物累积的影响 |
| 1.3.2 污染物对NPs生物累积的影响 |
| 1.4 论文选题与研究方案 |
| 1.4.1 论文选题 |
| 1.4.2 研究方案 |
| 2 OCNTs和 PCP对 E.coli的复合毒性 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 细菌生长抑制 |
| 2.1.3 显微观察 |
| 2.1.4 OCNTs和细菌的表面性质及团聚行为 |
| 2.1.5 氧化应激测试 |
| 2.1.6 生物累积实验 |
| 2.1.7 转录组学实验 |
| 2.1.8 统计分析 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 细菌生长抑制和表面损伤 |
| 2.2.2 OCNTs、PCP和细菌间的相互作用 |
| 2.2.3 氧化应激 |
| 2.2.4 OCNTs和 PCP的生物累积 |
| 2.2.5 转录响应 |
| 2.3 小结 |
| 3 OCNTs和 CIP对 E.coli的复合毒性 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 生长抑制实验 |
| 3.1.3 显微观察 |
| 3.1.4 CIP吸附动力学实验 |
| 3.1.5 细胞表面疏水性和生物累积测定 |
| 3.1.6 氧化应激测试 |
| 3.1.7 DNA回旋酶活性测定 |
| 3.1.8 转录组测序及数据分析 |
| 3.1.9 基于气相色谱-质谱联用的代谢组学 |
| 3.1.10 统计分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 生长抑制和细胞膜损伤 |
| 3.2.2 吸附、细胞表面疏水性和生物累积 |
| 3.2.3 氧化应激 |
| 3.2.4 转录组分析 |
| 3.2.5 DNA回旋酶活性 |
| 3.2.6 代谢组分析 |
| 3.2.7 CIP和 PCP与 OCNTs对 E.coli复合毒性间的比较分析 |
| 3.3 小结 |
| 4 OCNTs与 PCP或 CIP对 B.subtilis的复合毒性 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 生长抑制测试与复合类型判别 |
| 4.1.3 暴露顺序的影响测试 |
| 4.1.4 显微观察 |
| 4.1.5 胞内活性氧和丙二醛含量测定 |
| 4.1.6 吸附与脱附实验 |
| 4.1.7 细胞表面疏水性和电流淌度测定 |
| 4.1.8 生物累积实验 |
| 4.1.9 拓扑异构酶Ⅳ活性测定 |
| 4.1.10 转录组学实验 |
| 4.1.11 代谢组学实验 |
| 4.1.12 统计分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 细菌生长抑制与复合毒性类型 |
| 4.2.2 暴露顺序对复合毒性的影响 |
| 4.2.3 细胞膜破损与氧化损伤 |
| 4.2.4 吸附与脱附 |
| 4.2.5 细胞表面疏水性和电流淌度 |
| 4.2.6 生物累积 |
| 4.2.7 转录组学分析 |
| 4.2.8 拓扑异构酶Ⅳ活性 |
| 4.2.9 代谢组学分析 |
| 4.2.10 B.subtilis和 E.coli对复合暴露响应的比较分析 |
| 4.3 小结 |
| 5 研究结论、创新点及展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历及攻读博士学位期间论文发表情况 |
（5）白玉蜗牛与土壤（微）塑料的相互影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 微塑料污染概况 |
| 1.1.1 塑料污染 |
| 1.1.2 微塑料污染概况 |
| 1.2 土壤微塑料污染研究进展 |
| 1.3 土壤微塑料的生态毒理学研究进展 |
| 1.4 陆地动物影响微塑料的归趋 |
| 1.4.1 生物运输 |
| 1.4.2 生物破碎 |
| 1.4.3 生物降解 |
| 1.5 聚对苯二甲酸乙二酯(PET)和聚苯乙烯(PS)概况 |
| 1.5.1 聚对苯二甲酸乙二酯 |
| 1.5.2 聚苯乙烯 |
| 1.6 本文研究目的及内容 |
| 第二章 微塑料纤维在白玉蜗牛体内分布及其变化 |
| 2.1 实验材料及设备 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器与设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 蜗牛的培养方法 |
| 2.2.2 PET微纤维的染色方法 |
| 2.2.3 PET微纤维在白玉蜗牛体内的消化过程研究 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 PET微纤维在消化系统的分布情况 |
| 2.3.2 PET微纤维经蜗牛消化后表面形态的物理变化 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 微塑料纤维对白玉蜗牛的毒性效应 |
| 3.1 实验材料及设备 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验仪器与设备 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 蜗牛的培养 |
| 3.2.2 暴露方法 |
| 3.2.3 对蜗牛摄食和排泄行为的测定 |
| 3.2.4 对蜗牛生长发育的测定 |
| 3.2.5 对蜗牛组织损伤效应测定 |
| 3.2.6 对蜗牛肝组织氧化环境的测定 |
| 3.2.7 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 微塑料纤维对蜗牛摄食和排泄的影响 |
| 3.3.2 微塑料纤维对蜗牛壳口直径和壳长的影响 |
| 3.3.3 微塑料纤维对蜗牛的组织损伤效应 |
| 3.3.4 微塑料纤维对蜗牛组织细胞氧化应激效应 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 白玉蜗牛对PS泡沫的破碎化和降解效应 |
| 4.1 实验材料及设备 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器与设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 蜗牛的培养 |
| 4.2.2 PS泡沫对蜗牛的毒性效应测定方法 |
| 4.2.3 蜗牛排泄物的收集方法 |
| 4.2.4 蜗牛排泄物里PS聚合物的提取方法 |
| 4.2.5 蜗牛对PS作用的分析方法 |
| 4.2.6 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 PS泡沫暴露对蜗牛的生长发育的影响 |
| 4.3.2 蜗牛对PS的破碎作用 |
| 4.3.3 蜗牛对PS的消耗量分析 |
| 4.3.4 蜗牛对PS生物降解作用的分析结果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 蜗牛摄食PS对肠道微生物的影响 |
| 5.1 实验材料及设备 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验仪器与设备 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 抗生素对蜗牛肠道菌群的抑制作用 |
| 5.2.2 蜗牛肠道菌群的DNA提取和测序方法 |
| 5.2.3 肠道菌群的分析方法 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 肠道菌群对PS分子量的影响 |
| 5.3.2 PS泡沫摄入对肠道菌群的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 论文创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 硕士期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
| 后记 |
（6）改性纳米碳黑-Cd对蚯蚓的联合毒理效应与机理（论文提纲范文）
| 英文缩略表 |
| 全文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 选题的意义 |
| 1.2 主要研究内容 |
| 1.3 主要研究目的 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 主要创新之处 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 纳米材料概述 |
| 2.1.1 纳米材料 |
| 2.1.2 碳纳米材料 |
| 2.2 土壤中纳米材料的毒理效应 |
| 2.2.1 纳米材料对土壤酶活性的影响 |
| 2.2.2 纳米材料对土壤植物的影响 |
| 2.2.3 纳米材料对土壤动物的影响 |
| 2.2.4 碳纳米材料与重金属的联合毒性 |
| 2.3 影响纳米材料毒性的主要因素 |
| 2.3.1 纳米材料性质的影响 |
| 2.3.2 共存污染物的影响 |
| 2.3.3 迁移转化的影响 |
| 2.4 改性纳米碳黑在修复重金属污染土壤中的应用 |
| 2.4.1 我国土壤Cd污染现状 |
| 2.4.2 土壤中Cd的生物毒性 |
| 2.4.3 改性纳米碳黑修复Cd污染土壤机制 |
| 第三章 不同碳纳米材料的表征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料 |
| 3.2.2 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同碳纳米材料的形貌 |
| 3.3.2 不同碳纳米材料的表面性质 |
| 3.3.3 不同碳纳米材料结晶度和缺陷 |
| 3.3.4 不同碳纳米材料含重金属杂质 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 不同形貌碳纳米材料对蚯蚓的生态毒理效应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料与试剂 |
| 4.2.2 研究方案 |
| 4.2.3 分析方法 |
| 4.2.4 统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同碳纳米材料对蚯蚓生长的影响 |
| 4.3.2 不同碳纳米材料对蚯蚓生理生化的影响 |
| 4.3.3 不同碳纳米材料对蚯蚓体腔细胞的毒性 |
| 4.3.4 不同碳纳米材料对蚯蚓肠道细菌群落多样性和结构的影响 |
| 4.3.5 不同碳纳米材料对蚯蚓代谢物的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 表面改性纳米碳黑对蚯蚓的毒理效应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 材料与试剂 |
| 5.2.2 研究方案 |
| 5.2.3 分析方法 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 表面改性对纳米碳黑结构性质的影响 |
| 5.3.2 表面改性纳米碳黑对蚯蚓生长的影响 |
| 5.3.3 表面改性纳米碳黑对蚯蚓生理生化指标的影响 |
| 5.3.4 表面改性纳米碳黑对蚯蚓组织和细胞病理指标的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 改性纳米碳黑-Cd对蚯蚓的联合毒理效应 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 材料与试剂 |
| 6.2.2 研究方案 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.2.4 MIXTOX模型计算 |
| 6.2.5 数据处理 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 表面改性对纳米碳黑Cd吸附性能的影响 |
| 6.3.2 Cd和 MCB对体腔细胞的联合毒性 |
| 6.3.3 土壤中Cd和 MCB的联合毒性 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 碳纳米材料对蚯蚓的影响机理探讨 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 材料与试剂 |
| 7.2.2 研究方案 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 不同碳纳米材料对蚯蚓毒理效应机理 |
| 7.3.2 表面改性纳米碳黑对蚯蚓的影响机理 |
| 7.3.3 改性纳米碳黑-Cd对蚯蚓的联合影响机理 |
| 7.3.4 在土壤中MCB-Cd对蚯蚓的联合毒理效应 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 全文结论与展望 |
| 8.1 全文结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及参与课题 |
| 致谢 |
（7）蚯蚓生物技术在环境安全领域的应用及其机理研究进展（论文提纲范文）
| 1 蚯蚓生物技术的环境安全应用 |
| 1.1 生态毒理学标志物 |
| 1.2 生态调整及污染治理 |
| 2 蚯蚓生物技术的机理 |
| 2.1 共生微生物的作用 |
| 2.2 蚯蚓自身免疫功能 |
| 3 结论 |
（8）三-（2-氯异丙基）磷酸酯的紫外驱动高级氧化降解机制及其降解产物毒性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 有机磷阻燃剂概述 |
| 1.2 有机磷阻燃剂的污染现状 |
| 1.2.1 有机磷阻燃剂在大气中的分布 |
| 1.2.2 有机磷阻燃剂在水体-沉积物中的分布 |
| 1.2.3 有机磷阻燃剂在土壤中的分布 |
| 1.2.4 有机磷阻燃剂在生物体内的分布 |
| 1.3 有机磷阻燃剂的毒性效应研究进展 |
| 1.4 有机磷阻燃剂的去除技术研究进展 |
| 1.4.1 光催化降解 |
| 1.4.2 微生物降解 |
| 1.5 流式细胞技术与蛋白质组学技术在毒理学评价中的应用 |
| 1.6 本论文的研究工作 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 1.6.4 创新点 |
| 第二章 不同类型有机磷阻燃剂的细胞毒性研究 |
| 2.1 材料与设备 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 主要实验试剂配制 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 细胞培养与传代 |
| 2.2.2 细胞染毒处理 |
| 2.2.3 细胞增殖毒性检测 |
| 2.2.4 细胞活性氧含量检测 |
| 2.2.5 细胞线粒体膜电位检测 |
| 2.2.6 细胞凋亡检测 |
| 2.2.7 Caspase-3 信号抑制检测 |
| 2.2.8 胞内Ca~(2+)水平检测 |
| 2.2.9 统计分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 OPFRs和 BFRs诱导的细胞毒性 |
| 2.3.2 OPFRs和 BFRs对胞内活性氧产生的影响 |
| 2.3.3 OPFRs和 BFRs对细胞凋亡的影响 |
| 2.3.4 OPFRs和 BFRs对线粒体膜电位的影响 |
| 2.3.5 OPFRs和 BFRs对 Caspase-3 信号传导的影响 |
| 2.3.6 OPFRs和 BFRs对胞内Ca~(2+)水平的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 UV-AOPs对 TCPP催化降解性能研究 |
| 3.1 材料与设备 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 光催化装置 |
| 3.1.3 实验设备 |
| 3.1.4 主要实验试剂配制 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 UV/TiO2、UV/PS、UV/H_2O_2 降解实验 |
| 3.2.2 矿化率及离子释放检测 |
| 3.2.3 不同pH对 UV-AOPs降解TCPP的影响 |
| 3.2.4 不同催化剂的浓度对UV-AOPs降解TCPP的影响 |
| 3.2.5 不同阴离子及HA对 UV-AOPs降解TCPP的影响 |
| 3.2.6 TCPP及其降解产物的萃取与检测分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同UV-AOPs对 TCPP降解效果的比较 |
| 3.3.2 不同pH对 UV-AOPs降解TCPP的影响 |
| 3.3.3 不同催化剂的浓度对UV-AOPs降解TCPP的影响 |
| 3.3.4 不同阴离子及HA对 UV-AOPs降解TCPP的影响 |
| 3.3.5 降解产物组分定性、定量分析及降解路径推导 |
| 3.3.6 不同UV-AOPs能耗评估 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 TCPP及其降解产物胁迫下E.coli细胞响应机制分析 |
| 4.1 材料与设备 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验设备 |
| 4.1.3 主要实验试剂配制 |
| 4.1.4 菌种及培养基 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 细菌的培养 |
| 4.2.2 菌体染毒 |
| 4.2.3 菌体活性氧检测 |
| 4.2.4 菌体膜电位检测 |
| 4.2.5 菌体凋亡检测 |
| 4.2.6 细胞周期检测 |
| 4.2.7 统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 降解产物对胞内活性氧的影响 |
| 4.3.2 降解产物对菌体膜电位的影响 |
| 4.3.3 降解产物对菌体凋亡的影响 |
| 4.3.4 降解产物对菌体周期的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 TCPP及其降解产物胁迫下E.coli蛋白质组学分析 |
| 5.1 材料与设备 |
| 5.1.1 实验材料 |
| 5.1.2 实验设备 |
| 5.1.3 主要实验试剂配制 |
| 5.1.4 菌种与培养基 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 细菌培养及暴露 |
| 5.2.2 总蛋白提取及蛋白质消化 |
| 5.2.3 蛋白质定量 |
| 5.2.4 FASP方法蛋白质酶解 |
| 5.2.5 iTRAQ标记及肽段分离 |
| 5.2.6 液相质谱串联飞行质谱分析 |
| 5.2.7 STRING数据库差异蛋白检索与分析 |
| 5.2.8 KEGG分子代谢网络分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 蛋白鉴定与定量 |
| 5.3.2 差异蛋白定量与COG聚类分析 |
| 5.3.3 特定差异蛋白功能及代谢通路分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 主要结论 |
| 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（9）三种琥珀酸脱氢酶抑制剂类杀菌剂对斑马鱼的毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 农药对水体环境的污染 |
| 1.3 农药对水生生物的毒性 |
| 1.4 琥珀酸脱氢酶抑制剂类杀菌剂 |
| 1.4.1 概述 |
| 1.4.2 苯并烯氟菌唑 |
| 1.4.3 吡唑萘菌胺 |
| 1.4.4 氟唑环菌胺 |
| 1.4.5 琥珀酸脱氢酶抑制剂类杀菌剂的毒理学研究情况 |
| 1.5 斑马鱼及其胚胎在毒理学中的应用 |
| 1.5.1 水生模式生物斑马鱼 |
| 1.5.2 斑马鱼在水生毒理学研究中的应用 |
| 1.6 课题目标和主要研究内容 |
| 第二章 三种杀菌剂对斑马鱼胚胎的急性毒性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与仪器设备 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验仪器与设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 斑马鱼的培养 |
| 2.3.2 斑马鱼胚胎的获取 |
| 2.3.3 胚胎急性暴露试验 |
| 2.3.4 统计方法 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 胚胎形态 |
| 2.4.2 胚胎孵化 |
| 2.4.3 胚胎存活率 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 三种杀菌剂对斑马鱼胚胎的发育毒性及机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与仪器设备 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器与设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 斑马鱼的培养与胚胎的获取 |
| 3.3.2 仔鱼体长 |
| 3.3.3 胚胎运动 |
| 3.3.4 胚胎心脏 |
| 3.3.5 胚胎细胞凋亡 |
| 3.3.6 胚胎氧化应激 |
| 3.3.7 胚胎琥珀酸脱氢酶 |
| 3.3.8 胚胎甲状腺激素 |
| 3.3.9 胚胎免疫相关基因 |
| 3.3.10 统计方法 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 仔鱼体长 |
| 3.4.2 胚胎运动 |
| 3.4.3 胚胎心脏 |
| 3.4.4 胚胎细胞凋亡 |
| 3.4.5 胚胎氧化应激 |
| 3.4.6 胚胎琥珀酸脱氢酶 |
| 3.4.7 胚胎甲状腺激素 |
| 3.4.8 胚胎免疫相关基因 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 三种杀菌剂对斑马鱼成鱼的急性毒性 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与仪器设备 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 斑马鱼的培养 |
| 4.3.2 成鱼急性致死试验 |
| 4.3.3 成鱼氧化应激 |
| 4.3.4 统计方法 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 成鱼存活率 |
| 4.4.2 成鱼氧化应激 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 三种杀菌剂对斑马鱼成年雌鱼的慢性毒性及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与仪器设备 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 斑马鱼的培养 |
| 5.3.2 雌鱼慢性暴露试验 |
| 5.3.3 雌鱼氧化应激 |
| 5.3.4 雌鱼甲状腺激素 |
| 5.3.5 雌鱼性激素 |
| 5.3.6 雌鱼神经系统 |
| 5.3.7 雌鱼琥珀酸脱氢酶 |
| 5.3.8 组织病理学观察 |
| 5.3.9 统计方法 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 雌鱼氧化应激 |
| 5.4.2 雌鱼甲状腺激素 |
| 5.4.3 雌鱼性激素 |
| 5.4.4 雌鱼神经系统 |
| 5.4.5 雌鱼琥珀酸脱氢酶 |
| 5.4.6 雌鱼肠道组织形态 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
| 学位论文数据集 |
（10）镉胁迫下蚯蚓（Eisenia fetida）氧化应激反应及解毒机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 研究的目的和意义 |
| 1.2 镉污染来源的研究进展 |
| 1.2.1 大气沉降 |
| 1.2.2 污水灌溉 |
| 1.2.3 施肥对土壤中镉的影响 |
| 1.2.4 工业矿业废水污染 |
| 1.2.5 道路交通活动 |
| 1.3 镉污染危害的研究进展 |
| 1.3.1 镉对皮肤系统的危害 |
| 1.3.2 镉对骨骼的危害 |
| 1.3.3 镉对脏器的危害 |
| 1.3.4 镉对生殖系统的危害 |
| 1.3.5 镉对免疫系统的危害 |
| 1.4 蚯蚓的生态毒理学研究现状 |
| 1.4.1 蚯蚓个体 |
| 1.4.2 细胞 |
| 1.4.3 抗氧化酶活性 |
| 1.4.4 基因 |
| 1.4.5 繁殖 |
| 1.4.6 生理代谢 |
| 1.4.7 体内微生物群落 |
| 1.5 数学模型在蚯蚓研究领域中的应用 |
| 1.5.1 单一数学模型的应用 |
| 1.5.2 数学模型与传统生物统计学相结合的应用 |
| 1.5.3 复合数学模型的应用 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 试验试剂 |
| 2.1.2 供试蚯蚓及处理 |
| 2.1.3 人工土壤的配制 |
| 2.1.4 自然土壤的配制 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 蚯蚓中毒症状观察试验 |
| 2.2.2 蚯蚓的急性毒性效应试验 |
| 2.2.3 蚯蚓的氧化应激效应试验 |
| 2.2.4 微生物群落对碳源利用强度的测定 |
| 2.2.5 氨基酸组分含量的测定 |
| 2.2.6 宏基因测序和分析 |
| 2.2.7 统计分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 镉胁迫下蚯蚓的中毒症状研究 |
| 3.2 镉胁迫下蚯蚓中毒行为的研究 |
| 3.3 镉胁迫对蚯蚓生长抑制率的影响 |
| 3.4 镉胁迫对蚯蚓体内氧化应激效应的影响 |
| 3.4.1 蚯蚓头部组织中氧化应激反应的变化 |
| 3.4.2 蚯蚓尾部组织中氧化应激反应的变化 |
| 3.5 镉胁迫对蚯蚓体内外微生物群落碳源利用强度的影响 |
| 3.5.1 必需碳源的确定 |
| 3.5.2 微生物碳源利用强度的变化 |
| 3.6 镉胁迫对蚯蚓体内氨基酸组分的影响 |
| 3.6.1 胁迫浓度对蚯蚓体内氨基酸组分的影响 |
| 3.6.2 胁迫时间对蚯蚓体内氨基酸组分的影响 |
| 3.7 镉胁迫后蚯蚓体内生物标志物的筛选研究 |
| 3.7.1 基于因子分析模型的生物标志物筛选 |
| 3.7.2 基于主成分分析与传统生物统计学方法的生物标志物筛选 |
| 3.7.3 利用复合数学模型进行生物标志物筛选 |
| 3.8 镉胁迫后蚯蚓体内生理机能指标的关系研究 |
| 3.8.1 生理机能指标变化的评估 |
| 3.8.2 生理机能指标间关系的分析 |
| 3.8.3 生理机能指标间的调控过程 |
| 3.9 镉胁迫后蚯蚓体内外微生物群落间的关系研究 |
| 3.9.1 微生物群落间相关性分析 |
| 3.9.2 微生物群落间变化过程分析 |
| 3.9.3 微生物功能基因分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 蚯蚓对镉胁迫的氧化应激响应 |
| 4.1.1 实验室模拟环境下的蚯蚓氧化应激响应 |
| 4.1.2 实际污染环境中的响应 |
| 4.1.3 数学模型在氧化应激响应研究中的应用 |
| 4.2 微生物群落在镉胁迫后对碳源利用情况 |
| 4.2.1 整体碳源利用强度的分析 |
| 4.2.2 单一碳源利用强度的分析 |
| 4.2.3 等高线分析法在碳源利用强度研究中的应用 |
| 4.3 镉胁迫后氨基酸酸组分变化 |
| 4.4 镉胁迫下蚯蚓对生理机能的驱动过程 |
| 4.5 镉胁迫下的微生物群落间的调控分析 |
| 4.5.1 调控过程分析 |
| 4.5.2 微生物调控功能基因分析 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
四、应激蚯蚓诱导抗菌肽作为环境风险评价生化标记的研究(英文)（论文参考文献）
- [1]纳米零价铁与四氯联苯对赤子爱胜蚓的联合毒性效应[D]. 张帆. 浙江大学, 2021
- [2]溴氰虫酰胺种子处理防治玉米田地下害虫及对蚯蚓的生态毒性[D]. 乔治华. 山东农业大学, 2021(01)
- [3]纳米颗粒物对典型农药在土壤-植物中迁移和生物有效性的影响机制研究[D]. 李明. 中国科学院大学(中国科学院东北地理与农业生态研究所), 2020(05)
- [4]碳纳米管与五氯酚、环丙沙星对细菌的复合毒性及致毒机理[D]. 邓睿. 浙江大学, 2020
- [5]白玉蜗牛与土壤（微）塑料的相互影响[D]. 宋杨. 华东师范大学, 2020
- [6]改性纳米碳黑-Cd对蚯蚓的联合毒理效应与机理[D]. 徐坤. 山东师范大学, 2020(08)
- [7]蚯蚓生物技术在环境安全领域的应用及其机理研究进展[J]. 肖璠,邢美燕. 中国资源综合利用, 2020(03)
- [8]三-（2-氯异丙基）磷酸酯的紫外驱动高级氧化降解机制及其降解产物毒性研究[D]. 于晓龙. 华南理工大学, 2019(06)
- [9]三种琥珀酸脱氢酶抑制剂类杀菌剂对斑马鱼的毒性效应研究[D]. 姚鸿州. 浙江工业大学, 2019(02)
- [10]镉胁迫下蚯蚓（Eisenia fetida）氧化应激反应及解毒机制研究[D]. 宁玉翠. 东北农业大学, 2019(09)