一、环境内分泌干扰物对动物繁殖机能的干扰作用及其机制（论文文献综述）
刘聪[1]（2021）在《TCEP对大菱鲆生殖系统和抗氧化系统的影响》文中认为三（2-氯乙基）磷酸酯（TCEP）是人工合成的磷酸衍生物,属于有机磷阻燃剂（OPEs）,广泛应用于工业生产之中。由于第二类溴代阻燃剂（BFRs）的禁用,包括TCEP在内的OPEs使用量逐渐上升,在环境中的积累量也在逐年升高,且在环境中的分布也十分广泛。在各种水环境中都可以检测到TECP的存在,这对水生生物和海水养殖生物产生了威胁。TCEP作为一种新型内分泌干扰物EDCs,低剂量就会造成很强的生物毒性,影响生物体的生殖、神经、器官发育等。但关于TCEP对鱼类,特别是养殖硬骨鱼的毒理研究还是空白。大菱鲆（Scophthalmus maximus）因其较高经济价值和营养价值,成为我国北方海水养殖中重要的养殖品种。水环境中内分泌干扰物的积累,将会影响大菱鲆的健康,对经济收益带来了严重的威胁。大菱鲆的繁殖过程主要受HPG轴上激素的调节,其中促性腺激素释放激素GnRH、促黄体生成素LH、促卵泡激素FSH以及褪黑素基因KISS是重要的调节基因,促性腺激素鱼黄体生成素LH和鱼促卵泡素FSH以及类固醇类激素雌二醇E2和11-酮基睾酮11kt是重要的调节激素。大菱鲆的肝脏使其主要的抗氧化防御反应产生的器官,其中含有大量与抗氧化防御相关的酶类。超氧化物歧化酶SOD,过氧化氢酶CAT,和谷胱甘肽-S-转移酶GST都是在抗氧化防御中发挥重要作用的酶。本论文以大菱鲆为研究对象,以上述基因和激素作为分子标志物,旨在研究新型污染物TCEP对大菱鲆造成的生物学效应,探究TCEP对大菱鲆生殖系统和机体内抗氧化防御系统的影响。通过qRT-PCR技术测定了在急性胁迫条件下,大菱鲆幼鱼体内生殖相关基因表达的变化。TCEP胁迫有促进GnRH、LH、FSH和KISS类基因表达的作用,在12 h之内表达量会大幅上升,体现了 TCEP的内分泌干扰特性;但TCEP胁迫超过12h后,基因的表达量会有所下降,说明在处于过量TCEP胁迫的情况下,大菱鲆的生殖基因表达会受到限制。大菱鲆的正常生殖系统会被破坏,生殖基因的过量表达会使幼鱼性早熟,无法正常生长,造成工厂养殖大菱鲆的减产。在成年大菱鲆体内通过Elisa试剂盒测定发现,低剂量TCEP的持续胁迫,会使大菱鲆体内促性激素LH和FSH以及类固醇类性激素E2和11kt含量逐渐下降,说明TCEP会影响大菱鲆生殖系统中的激素调节,这将影响生殖细胞的正常成熟,造成工厂养殖大菱鲆无法顺利繁衍子二代。同时通过qRT-PCR技术对比大菱鲆幼鱼中肝脏和肌肉中SOD、CAT和GST酶基因的表达量变化表明,TCEP的急性胁迫会使大菱鲆肝脏中抗氧化相关酶在24h之内急剧上升,增加氧化应激反应,对大菱鲆的抗氧化系统造成干扰,造成抗氧化系统的紊乱,使工厂养殖大菱鲆更容易受到病害问题侵扰。本研究为全面评估TCEP造成的毒理效应提供依据,GnRH等基因和LH、FSH等激素可以分别在基因和蛋白层面,作为分子标志物评估TCEP对大菱鲆的影响。本研究也为合理控制有机磷阻燃剂OPEs类物质的使用量和排放量、以及养殖环境监测提供了参考。对揭示新型内分泌干扰物的危害和对促进大菱鲆海水健康养殖具有重要意义。
余畅[2]（2020）在《新型阻燃剂及其代谢产物的内分泌干扰效应研究》文中研究说明阻燃剂是一类在全球范围内大量用于塑料,油漆,纺织面料等中的化合物,它可以用来阻止火灾的发生。近年来,随着多溴联苯醚（PBDEs）等传统阻燃剂被逐渐淘汰,有机磷阻燃剂（OPFRs）和新型溴化阻燃剂（Novel Brominated Flame Retardants,NBFRs）作为主要的替代物其产量不断增加,导致该类化合物及其代谢产物在环境介质甚至是人类尿液中被频繁检出。已有少量研究表明这类新型化学品对非靶标生物也存在潜在的生态与健康风险,但是关于其潜在内分泌干扰效应仍不清楚。本研究以NBFRs和OPFRs代谢产物为主要研究对象,通过构建以中国仓鼠卵巢癌细胞（CHO）为宿主细胞的雌激素受体α（ERα）、糖皮质激素受体（GR）和盐皮质激素受体（MR）介导双荧光报告基因系统,并结合人肾上腺皮质癌细胞（H295R）类固醇实验和分子对接实验,评价了在环境或者生物体中频繁检出的四种NBFRs和三种常用OPFRs的代谢产物的内分泌干扰效应。随后,在体外实验的基础上,进一步选择斑马鱼为体内模型,通过急性毒性实验和实时荧光定量逆转录聚合酶链反应（q RT-PCR）实验分析方法来对OPFRs代谢产物的内分泌干扰效应的可能机制进行了探索。主要的研究工作和成果如下:（1）四种NBFRs的内分泌干扰效应的评价:本研究选择两种体外实验（报告基因实验和H295R细胞系）来考察四种NBFRs（2,4,4,6-四溴环己-2,5-二烯酮（α/β-TBCO）、2,3,4,5,6-五溴乙苯（PBEB）、2-乙基己基2,3,4,5-四溴苯甲酸酯（EHTBB）和双（2-乙基己基）3,4,5,6-四溴邻苯二甲酸酯（BEHTBP））的内分泌干扰效应,并结合分子对接技术对体外评估的结果进行了验证。实验结果表明:PBEB和EHTBB在浓度为10-5 M和10-6 M时诱导产生了抗雌激素活性,α/β-TBCO只有在10-5 M或者以上浓度时才能产生ERα的拮抗活性,α/β-TBCO、PBEB和EHTBB的RIC20的值分别为8.0×10-6 M、7.9×10-7 M和9.2×10-7 M。值得注意的是,四种NBFRs在测试浓度范围内都没有产生ERα的激动活性。对于糖皮质激素干扰效应,α/β-TBCO、PBEB、BEHTBP和EHTBB均未表现出明显的GR激动效应,只有PBEB在浓度为10-5 M时产生了GR拮抗效应,其RIC20的值为8.6×10-6 M。当与5.0×10-10 M的醛固酮（AD）共暴露时,四种NBFRs在测试浓度范围内都没有产生MR的激动活性和拮抗活性。分子对接的结果与报告基因结果基本一致。对于H295R细胞系测定,α/β-TBCO、PBEB和EHTBB均诱导了17βHSD,CYP11B1和CYP17基因表达水平上调。（2）三种OPFRs代谢产物的内分泌干扰效应的评价:以常用OPFRs的三种主要代谢产物（双（1-氯-2-丙基）磷酸酯（BCIPP）、双（1,3-二氯-2-丙基）磷酸酯（BDCIPP）和磷酸二苯酯（DPHP））为研究对象,选择报告基因体系和H295R细胞系考察其潜在的内分泌干扰作用。双荧光报告基因实验结果表明:所有代谢产物均对ERα表现出激动活性,并呈剂量效应关系。BCIPP,BDCIPP和DPHP的REC20值分别为6.5×10-8 M,4.9×10-7 M和1.2×10-6 M。值得注意的是它们均未显示抗雌激素活性。相反,BCIPP,BDCIPP和DPHP充当MR的拮抗剂而不是激动剂,其RIC20值分别为8.1×10-7 M,1.1×10-8 M和4.2×10-7 M。对于糖皮质激素干扰效应,只有BCIPP和BDCIPP产生了对GR的拮抗活性,其RIC20值分别为4.7?10-8 M和6.9?10-6 M。和盐皮质激素干扰效应一样,这三种OPFRs代谢产物均未产生GR的激动活性。另外,分子对接的结果与报告基因测定结果一致。在以H295R细胞系的体外实验中,BCIPP和BDCIPP均上调了编码雌激素合成酶（如17βHSD和CYP19）的基因。这三种化合物均诱导了编码皮质醇合成的CYP11B1的转录,而只有BCIPP和DPHP也触发了CYP11B2对皮质酮合成的调节。由于CYP11A1,STAR和3-βHSD均被下调,所以BDCIPP可能会抑制孕激素的合成。（3）三种OPFRs代谢产物的斑马鱼胚胎毒性:鉴于OPFRs代谢产物对各种激素受体具有潜在的干扰作用,作者进一步以斑马鱼为模式生物,考察对三种OPFRs代谢产物的潜在发育毒性及其可能机制。急性毒性实验结果表明:12 hpf时BCIPP,BDCIPP和DPHP都导致了斑马鱼胚胎的死亡,并且BCIPP的暴露产生了最大的诱导作用,其胚胎死亡率达到了58.3%在10-5 M时。总的来讲,三种OPFRs代谢产物均会导致斑马鱼胚胎死亡并延迟孵化。在96 hpf时,三种OPFRs代谢产物均显着诱导了斑马鱼幼虫的畸形率和死亡率,BCIPP在浓度为10-5 M时,斑马鱼幼虫的死亡率为37.5%,其值高于BDCIPP和DPHP,BDCIPP和DPHP在10-5M时的死亡率分别为13.3%和6.25%,而在10-6 M或以下时,没有观察到明显的变化。BCIPP,BDCIPP和DPHP在所有测试浓度下都诱导了斑马鱼的畸形,观察到的畸形形态有心包水肿、淡化色素、卵黄囊肿胀、脊柱弯曲和短尾巴等,其中BCIPP在10-5 M时达到了最大畸形率为62.5%。随后,q RT-PCR实验结果表明BCIPP,BDCIPP和DPHP干扰了斑马鱼幼虫HPA轴上标记为ER,VTG,CYP17和CYP19和HPG轴上标记为GR,MR和CRH的基因表达。
许肖肖[3]（2020）在《出生前DEHP暴露对子代大鼠下丘脑能量代谢调控相关基因表达水平的影响》文中研究表明目的:通过观察出生前DEHP暴露对子代大鼠摄食和生长发育的影响,检测血清瘦素水平和下丘脑ARC区能量代谢部分相关基因和蛋白的表达水平,探讨出生前DEHP暴露对子代大鼠能量代谢的干扰作用及其作用机制。方法:将64只健康成年SPF级妊娠SD大鼠按体重随机分为4组,分别为对照（玉米油）组和2、10、50 mg/kg DEHP染毒组,每组16只。于G14～G19,采用灌胃方式进行染毒,染毒容量为10 ml/kg,每日1次。子代大鼠于出生后21天断乳并雌雄分笼饲养至42和70日龄,每个年龄段随机选取雌雄各一只（每组雌雄各8只）,股动脉取血后颈椎脱臼处死,取新鲜全脑,根据大鼠脑大脑解剖定位图谱确定ARC区所在的位置并打孔,提取总RNA并逆转录,使用自行设计的48基因芯片RT2Profiler PCR Array进行实时荧光定量PCR以检测下丘脑ARC区能量代谢相关基因的表达水平;每个年龄段另取雌雄各一只（每组8只,共32只）,经心脏多聚甲醛灌注固定后取全脑,根据大鼠大脑解剖定位图谱确定ARC区的空间位置,使用自动震荡切片机切至40μm的切片,采用免疫荧光组织化学技术检测下丘脑ARC区能量代谢相关蛋白NPY和POMC的表达水平;采集的全血分离血清后,使用Luminex液态芯片技术对血清瘦素水平进行测定。结果:（1）雄性大鼠各处理组体重在PND21、PND28、PND35、、PND42、PND49差异具有统计学意义,与对照组相比,2 mg/kg DEHP剂量组PND21体重降低（P<0.05）,10 mg/kg DEHP剂量组PND21-PND49体重降低（P<0.05）,50 mg/kg DEHP剂量组PND21至PND35和PND49体重降低（P<0.05）,其他无差异;雌性大鼠各处理组体重在PND21、PND49、PND56差异具有统计学意义,与对照组相比,2 mg/kg DEHP剂量组PND49、PND56体重升高（P<0.05）,10 mg/kg DEHP剂量组PND21体重降低（P<0.05）,PND49体重升高（P<0.05）,50 mg/kg DEHP剂量组PND21体重降低（P<0.05）,其他无差异。（2）雄性大鼠PND35摄食量差异具有统计学意义（F=3.361,P=0.034）,与对照组相比,10 mg/kg DEHP剂量组摄食量升高（P<0.05）;各处理组PND21、PND28、PND42、PND49、PND56、PND63摄食量均没有统计学差异（P>0.05）;雌性大鼠PND35、PND63摄食量差异具有统计学意义,与对照组相比,2 mg/kg DEHP剂量组PND35摄食量升高（P<0.05）;2 mg/kg DEHP剂量组PND63摄食量升高（P<0.05）;PND21、PND28、PND42、PND56摄食量均没有统计学差异（P>0.05）。（3）青春期雄性大鼠各处理组血清Leptin水平差异无统计学意义（P>0.05）。青春期雌性大鼠各处理组血清Leptin水平差异有统计学意义,与对照组相比,10 mg/kg剂量组血清瘦素水平下调（P<0.05）;成年雄性大鼠血清Leptin水平在各DEHP剂量组间差异具有统计学意义（P<0.05）,与对照组相比,10 mg/kg剂量组血清Leptin水平下调（P<0.05）,2和50 mg/kg DEHP剂量组血清Leptin水平无统计学差异（P>0.05）,成年雌性大鼠血清Leptin水平在各剂量组间差异无统计学意义（P>0.05）。（4）对于青春期雄性大鼠,各剂量组Hcrt、Lepr、Cntfr、Cnr1、Insr、Nmbr、Atrn、Ghrl和Grp基因相对表达水平在各剂量组间差异具有统计学意义,与对照组相比,2 mg/kg DEHP剂量组Cntfr基因表达水平上调（P<0.05）;2 mg/kg DEHP剂量组Cnr1基因表达水平下调（P<0.05）;2 mg/kg和10 mg/kg DEHP剂量组Nmbr基因相对表达水平下调（P<0.05）;10 mg/kg DEHP剂量组Hcrt基因相对表达水平上调（P<0.05）;10 mg/kg DEHP剂量组Insr、Atrn、Ghrl和Grp基因相对表达水平下调（P<0.05）;50 mg/kg DEHP剂量组Lepr基因相对表达水平下调（P<0.05）。对于雌性大鼠,各处理组Npy、Cartpt、Adipor2、Crh、Ghsr基因相对表达水平在各剂量组间差异具有统计学意义,与对照组相比,2和10 mg/kg DEHP剂量组Cartpt基因相对表达水平下调（P<0.05）;10 mg/kg DEHP剂量组Npy和Ghsr基因相对表达水平下调（P<0.05）;10 mg/kg DEHP剂量组Crh基因相对表达水平上调（P<0.05）;50 mg/kg DEHP剂量组Adipor2基因相对表达水平下调（P<0.05）。成年雄性大鼠Npy、Pomc、Prl、Lepr、Insr和Ghrl基因相对表达差异具有统计学意义。与对照组相比,10 mg/kg和50 mg/kg DEHP剂量组Npy基因相对表达水平下调（P<0.05）;2、10和50 mg/kg DEHP剂量组Pomc基因相对表达水平下调（P<0.05）;Insr基因相对表达水平受到出生前DEHP暴露的影响,表现为与对照组相比,10 mg/kg DEHP剂量组Insr和Ghrl基因相对表达水平下调（P<0.05）;50 mg/kg DEHP剂量组基因Prl和Lepr相对表达水平上调（P<0.05）。成年雌性大鼠Gal和Cartpt基因相对表达差异具有统计学意义,与对照组相比,50 mg/kg DEHP剂量组Gal和Cartpt基因相对表达水平上调（P<0.05）。（5）青春期雄性大鼠下丘脑ARC区NPY蛋白表达差异具有统计学意义,与对照组相比,50 mg/kg DEHP剂量组NPY蛋白相对表达上调（P<0.05）,2和10 mg/kg DEHP剂量组NPY蛋白相对表达无统计学差异（P>0.05）;雌性大鼠NPY蛋白相对表达差异具有统计学意义,与对照组相比,2mg/kg DEHP剂量组NPY相对表达上调（P<0.05）,10和50 mg/kg DEHP剂量组NPY蛋白相对表达无统计学差异（P>0.05）。青春期雄性大鼠下丘脑ARC区POMC蛋白相对表达差异具有统计学意义,与对照组相比,2 mg/kg DEHP剂量组POMC相对表达下调（P<0.05）,10和50 mg/kg DEHP剂量组POMC蛋白相对表达无统计学差异（P>0.05）;雌性大鼠POMC蛋白相对表达差异无统计学意义。成年雄性大鼠下丘脑ARC区NPY蛋白相对表达差异具有统计学意义,与对照组相比,10mg/kg DEHP剂量组NPY相对表达上调（P<0.05）,2和50 mg/kg DEHP剂量组NPY蛋白相对表达无统计学差异（P>0.05）;雌性大鼠NPY蛋白相对表达差异无统计学意义。成年雄性大鼠POMC蛋白相对表达差异具有统计学意义,与对照组相比,10 mg/kg DEHP剂量组POMC相对表达下调（P<0.05）,2和50 mg/kg DEHP剂量组POMC蛋白相对表达无统计学差异（P>0.05）;雌性大鼠下丘脑ARC区POMC蛋白相对表达差异无统计学意义。结论:1.出生前DEHP暴露可能影响子代大鼠生长发育,且在不同的发育阶段表现不同,青春前期主要表现为阻碍子代大鼠的生长发育,导致体重降低,青春后期至成年期,主要表现为干扰能量代谢,导致体重成追赶趋势追赶,并对摄食造成一定影响。2.出生前DEHP暴露可能影响子代大鼠血清瘦素水平,通过降低血清瘦素水平,干扰下丘脑其他能量代谢通路信号转导。3.出生前DEHP暴露可能干扰下丘脑ARC区能量代谢相关基因和蛋白的表达,可通过干扰血清瘦素水平,进一步影响下丘脑ARC区POMC基因和蛋白的表达,最终干扰摄食和能量代谢。
何锦[4]（2019）在《三氯生对斑马鱼性别分化和生殖系统的影响及其机制研究》文中认为随着农工业的快速发展,广谱抗菌剂三氯生（Triclosan,TCS）被广泛的添加于农业产品、食品包装以及洗护用品中,因此,大量的三氯生在环境中被检出。这也使得其生态安全性及对生物体的毒理效应逐渐成为研究热点。本文以实验室模式动物斑马鱼为受试对象,系统的研究了三氯生对斑马鱼性别分化和生殖毒性的干扰作用及其分子机理,并初步获得了以下结论:1.为了验证TCS对斑马鱼性别分化的影响,将24hpf的斑马鱼胚胎分别暴露于50μg/L、100μg/L以及200μg/L的TCS并持续暴露至60dpf,结果表明,在200μg/L TCS处理组中,发育为雌性的斑马鱼个体数明显增加,雌性比例达到了84.67%。为进一步研究TCS影响斑马鱼性别分化的作用机理,在幼鱼性别分化的各关键时期（7dpf、30dpf以及45dpf）检测其性别分化相关基因的表达及性激素含量的变化。结果显示,7dpf的斑马鱼体内,与发育为雄性相关的基因dmrt1在200μg/L处理组表达显着下调,而在30dpf以及45dpf时sox9a和dmrt1在200μg/L处理表达也出现显着下调。而与发育为雌性相关的基因如brac2、芳香化酶基因（cyp19a和cyp19b）、sox9b等均呈现不同程度的表达上调,且在200μg/L TCS处理组上调效果显着。通过对性别分化完成期的45dpf斑马鱼幼鱼体内性激素（雌二醇和睾酮）含量进行检测,结果表明100μg/L及200μg/L处理组斑马鱼体内雌二醇含量和睾酮含量分别出现显着增高和显着降低现象,表明其可能诱导斑马鱼体内雌性激素的合成与分泌,从而猜测TCS可能会诱导斑马鱼发育为雌性,性别比例统计结果也证实了这一点。2.为了验证TCS对成年斑马鱼生殖系统的影响,将雌、雄斑马鱼分别暴露于50μg/L、100μg/L以及200μg/L的TCS 15天和30天,并设置空白对照组和溶剂对照组。结果表明,其体内性腺组织结构出现病变,200μg/L处理15天后,雄性斑马鱼睾丸组织中精子密度显着降低,继续暴露至30天后,在100μg/L及200μg/L处理组均出现严重的睾丸内部空泡化现象。而雌鱼的卵巢内部在TCS作用15天后出现成熟卵母细胞比例下降和质膜分离等现象;而30天后,200μg/L处理组出现大量卵母细胞膜破损现象。性类固醇激素及卵黄蛋白原含量的检测结果则表明在较高浓度的TCS（100μg/L和200μg/L）作用下,雌二醇及卵黄蛋白原含量均达到显着上升效果,睾酮和11-酮基睾酮含量则下调明显;这些结果表明TCS对斑马鱼的生殖系统存在一定的干扰作用。为进一步研究其作用机制,利用实时荧光定量PCR技术检测TCS暴露后下丘脑-垂体-性腺轴相关基因的表达情况。结果显示,促性腺激素释放激素及其受体基因在TCS作用下表达呈现不同程度的上调,如200μg/L的TCS作用下,gnrh3在15天和30天的雌、雄斑马鱼脑部均出现表达显着上调。类固醇转运蛋白及芳香化酶基因如star、cyp19a等基因在各处理组均出现显着上调,脑型芳香化酶基因cyp19b在TCS暴露15天后上调现象明显,持续TCS暴露至30天后,雄鱼脑中cyp19b的上调效果会有所抑制,可能是由于雌二醇的负反馈机制所导致。催化胆固醇合成性类固醇的途径中的3βhsd、17βhsd等基因也出现TCS暴露15天后显着上调和30天后上调效果不明显的现象,可能也是由于雌激素的作用于胆固醇合成起点的反馈作用。3.通过之前的研究,可初步判定TCS对斑马鱼存在雌激素效应,为进一步研究雌激素在斑马鱼性腺靶细胞中的转导途径,将斑马鱼暴露于50、100、200μg/L的TCS 30天后,检测其性腺中与雌激素信号转导相关的基因表达。结果显示在雌鱼性腺中,雌激素受体erα及erβ的表达没有出现显着变化,但与mER介导的cAMP途径及MAPK途径密切相关的基因如gper1、prkacaa、adcyap1a、efgra等基因在200μg/L组出现显着上调,表明高浓度的TCS可能诱导雌激素在雌鱼体内经这两种途径转导进入靶细胞;在雄鱼精巢中,erα表达上调效果明显,akt1表达下调,表明TCS可能会抑制PI3K途径的发生,使得nER的介导作用更加明显,而cAMP途径及MAPK途径则受TCS影响不大,表明TCS作用于雄鱼后,mER介导的雌激素快速信号转导途径受到一定的抑制作用。总而言之,TCS对雌激素在斑马鱼性腺中的转导产生了一定的影响。
包翌[5]（2019）在《欧盟现行内分泌干扰物监管法规研究及对我国的启示》文中认为内分泌干扰物又称环境激素,其具有慢性特征,但对人体危害极大,并广泛存在于各类商品中。近期,欧盟关于内分泌干扰物的识别标准出台并正式生效。但随之而来的问题是,由于欧盟在规制内分泌干扰物方面采用基于危害的截至标准,即一旦某物质根据新生效的识别标准被识别为具有内分泌干扰毒性,其便会被禁止,并被排除于综合的评估程序之外,而不考虑其暴露风险和存在时间等。同时,新的识别标准已开始实施,而相对应的欧盟为承担WTO义务而设置的相关减损法规仍在讨论起步阶段,或导致根据新识别标准被识别为含有内分泌干扰属性的产品事实上的无法进入欧盟,对中国出口欧盟商品带来巨大影响。目前我国由于科技及发展等因素考虑,在内分泌干扰物的相关识别、批准、评估、检测、监测和数据收集等规定几乎处于空白状态。对此,本文就欧盟的新识别标准及加入新识别标准后的欧盟内分泌干扰物现行法律框架和重要条文进行梳理,以期对企业起到一定的帮助作用。同时,在国际多边贸易体制下,本文试图通过结合WTO协定相关条文和争议案件所阐释的条文解释,对本次欧盟的新识别标准及加入新识别标准后的欧盟内分泌干扰物现行法律框架从WTO角度进行分析,探寻其是否有可能被挑战或是是否有一定的豁免空间。而从从区域贸易角度而言,欧盟内部有相关担忧认为CETA将减损欧盟的风险预防原则、监管合作机制将缩减欧盟与加拿大之间的标准差异,投资法庭制度将挑战欧盟的环境措施自主权等。本文试图通过梳理分析这些机制,探究是否区域贸易协定会给欧盟的高标准环境法规带来一定的松动以及相应对中国签订区域贸易协定的启示。
姜锦林,单正军,卜元卿,韩志华,王娜[6]（2017）在《兽药类环境内分泌干扰效应及评价研究进展》文中认为兽药在保障动物健康、提高畜禽产品质量尤其在畜牧业集约化发展等方面起着至关重要的作用,然而兽药和饲料添加剂的大量使用成为生态环境污染和人体健康损害的一个重要因素。研究表明许多抗生素类和激素类兽药是典型的环境内分泌干扰物,通过多种方式干扰生物体雄激素、雌激素、甲状腺激素等内分泌过程,产生内分泌干扰效应。本文介绍了典型兽药的污染现状及其内分泌干扰效应研究最新进展;以环境内分泌干扰物的最新研究方法为基础,较全面地评述了可用于兽药类内分泌干扰物的快速筛选、检测及评价方法,并对该领域未来研究提出了展望和建议,以期为环境和农业等管理部门制定兽药的使用、排放、管理政策提供科学依据。
侯杰[7]（2017）在《微囊藻毒素-LR对斑马鱼生殖和生长发育的影响及其机制》文中研究说明湖泊富营养化和蓝藻水华频繁爆发是当前国内外迫切关注的环境问题,其主要危害之一是微囊藻毒素（Microcystins,MCs）的产生。大量研究表明,MCs不但是典型的肝毒素,还具有明显的生殖毒性,可对鱼类的生长发育产生不利影响。为了系统地评估MCs对鱼类生殖和生长发育的毒性效应,本研究选取模式生物斑马鱼（Danio rerio）作为实验材料,首先在急性毒性实验中研究了腹腔注射MC-LR后斑马鱼卵巢的病理损伤及抗氧化系统响应的时间剂量效应规律;进一步采用生命周期暴露,从生长参数、超微组织病理学损伤、性激素含量及调控通路上关键基因表达水平几方面,系统分析了环境相关剂量下MC-LR对斑马鱼生长、生殖内分泌系统的干扰效应;最后,通过亚慢性暴露实验,从精巢组织学、性激素含量、相关基因和蛋白表达多个层面,全面地评估了MC-LR对成年雄性斑马鱼生殖内分泌系统的毒性影响和干扰作用,并对其雌激素效应潜力及产生机制进行了合理的推断。本研究的开展为全面系统地认识MC-LR的生长和生殖毒性、内分泌干扰效应及评估自然条件下MC-LR雌激素效应风险提供了重要的实验依据。主要结果如下:1.在急性毒性实验中,以雌性斑马鱼为研究对象,腹腔注射50和200μg/kg BW剂量的MC-LR,分别在注射后1、3、12、24、48、168 h后取样,研究结果显示:卵巢病理变化在注射后12 h内呈时间依赖性增长,主要表现为空泡化、细胞间隙扩大和细胞溶解;同时MDA含量显着升高,伴随着抗氧化酶CAT、SOD、GPx活性及基因表达不同程度的增加,表明氧化胁迫在MC-LR引起的生殖毒性中起着重要作用;卵巢中GSH的大量消耗暗示GSH解毒途径可能在MC-LR解毒中发挥着关键作用;168 h后卵巢病理损伤和抗氧化机能的恢复,表明组织中抗氧化防御系统的响应是缓解MC-LR毒性影响的重要机制之一。2.在生命周期实验中,斑马鱼从幼鱼阶段（5 d）开始暴露于0、0.3、3和30μg/L MC-LR 90 d至性成熟。结果表明:环境剂量（大于3μg/L）的MC-LR可导致生长受阻,脑、肝脏病理学损伤,性腺发育迟缓;MC-LR对生长发育的抑制效应可能是通过下调GH/IGF轴上游ghrh、pacap1、gh,以及性腺中ghra、igf3、igf2r（雌鱼和雄鱼）和igf1（仅雄鱼）基因表达造成的,并表现出一定的雌雄差异性;3和30μg/L浓度下,卵巢T含量显着下降,而E2含量仍保持稳定,结合HPGL轴基因表达结果推测,性激素变化可能由于卵巢发育迟缓引发机体负反馈调节,导致脑中上游基因fshβ和lhβ上调发挥补偿效应,促进下游性腺中T向E2的转化增加。进一步研究结果显示,各处理组雌鱼肝脏vtg1基因表达和卵巢中VTG含量均显着降低,表明MC-LR会减少雌性斑马鱼卵巢的卵黄储积,进而影响卵母细胞的成熟及生殖功能。3.在亚慢性实验中,将成年雄性斑马鱼暴露于0、0.3、1、3、10、30μg/L MC-LR30 d。研究发现:MC-LR暴露可引起斑马鱼GSI减小、精巢细胞间隙扩大、成熟精子比例降低;MC-LR还能干扰HPGL轴相关基因表达,造成脑中上游基因（gnrh2、gnrh3、cyp19b、erα、erβ、ar、fshβ和lhβ）普遍出现剂量依赖性下调;精巢中类固醇激素合成基因（star、cyp11a、cyp17、cyp19a和fshr）在3μg/L出现上调,但随着浓度的继续升高而有所回落;精巢中性激素E2和T同样出现非剂量依赖性升高,在10μg/L浓度下达到高峰,该结果暗示MC-LR内分泌干扰效应可能是其雌激素效应和细胞毒性双重特性的体现。此外,3、10和30μg/L MC-LR引起雄性斑马鱼肝脏vtg1基因表达上调,表明长期持续性的MC-LR暴露可能对雄性斑马鱼产生雌激素效应;HPGL轴基因表达和精巢性激素含量的相关性分析表明,精巢中E2和T的含量变化与脑和肝脏中基因表达及肝脏ER蛋白表达变化相关性较低,但与精巢类固醇激素合成相关基因表达显着相关,推测MC-LR的雌激素效应可能是通过干扰类固醇激素的合成,而非ER途径介导的。
孙欠欠[8]（2017）在《戊唑醇对斑马鱼成鱼HPG轴的内分泌干扰效应》文中提出近年来,三唑类杀菌剂因活性高而得到广泛应用。当前,三唑类杀菌剂是市场份额最大的品类之一,其中戊唑醇使用量多年来稳居三唑类首位,在所有杀菌剂品种中位列第二。然而,由于其被大量的使用所带来的对环境和健康的潜在危害问题未得到足够的重视,有关戊唑醇的环境毒理学研究报道很少。本文以斑马鱼为模式生物,采用 UHPLC-MS/MS（Ultra High-Performance Liquid Chromatography-Tandem Mass Spectrometry）方法研究了戊唑醇在斑马鱼体内的富集性、持留性及其在不同组织器官中的分布情况。在此基础上,研究了戊唑醇短期曝露后以及经净化清除后,斑马鱼体内抗氧化酶系活性、性激素含量、类固醇合成代谢相关基因表达量等的变化情况,对性腺进行了病理学切片观察,进一步观察了亲代曝露后对子代的毒性传递效应,以期较为全面的揭示其对斑马鱼成鱼的生殖内分泌干扰效应,初步探讨其可能的作用机制。主要研究结果如下。1.对斑马鱼成鱼进行了戊唑醇（0.18 mg/L）连续28 d曝露,再连续30d净化清除,以期了解戊唑醇在斑马鱼体内的富集性、持留性及其分布情况。结果表明:（1）曝露28 d后,戊唑醇在斑马鱼体内的浓度达到平衡,为3.69 mg/kg,生物富集系数BCF值为21.7,属于中等富集性农药,且富集动力学符合准一级动力学方程;在曝露期间,斑马鱼体重、体长和对照组相比显着下降,肝脏指数（LSI）和性腺指数（GSI）下降。（2）戊唑醇可在斑马鱼体内较长持留,缓慢代谢。经30 d净化清除试验后,鱼体内戊唑醇的浓度为0.49 mg/kg,为初始曝露浓度的2.7倍。与对照相比,试验组雌性斑马鱼的体重下降（p<0.01）;斑马鱼的LSI、GSI和对照相比均仍有不同程度的下降,但差异不显着,且和前期曝露组相比,略有上升。（3）富集平衡后,戊唑醇在斑马鱼不同组织和器官中的分布顺序为:肝脏（5.71 mg/kg）>性腺（3.46mg/kg）>全鱼（3.03mg/kg）>躯干（2.50mg/kg）>鱼脑（0.37mg/kg）。肝脏组织中戊唑醇的质量浓度最高,为曝露浓度的31倍,性腺次之,为19倍,说明肝脏和性腺对戊唑醇具有较强富集作用。2.研究测定了戊唑醇不同浓度曝露及再净化清除后,斑马鱼体内的氧化酶系的活力变化。研究发现:（1）在戊唑醇0.18、0.92和1.84 mg/L三个浓度水平连续28 d曝露后,雌、雄斑马鱼肝脏中SOD、CAT、POD和GST酶活力均上调,为对照组的1.11-3.43倍（p<0.05）,且呈现剂量-效应关系。结果表明戊唑醇对斑马鱼的体内抗氧化酶活性具有明显的激活诱导作用。（2）曝露后经30 d净化清除,雌、雄斑马鱼肝脏中SOD酶活力依旧上调,为对照的1.26-1.87倍（p<0.05）;CAT酶活力分别为除低浓度组仍上调外,其余浓度组与对照组相比无显着性差异;POD酶活力在高浓度组保持上调;GST酶活力雌鱼在中高浓度组保持上调,而雄鱼体内已经恢复至对照水平。结果表明,随着戊唑醇在体内的逐步清除,斑马鱼的体内抗氧化酶活性逐步恢复正常,但未完全消除影响。3.研究了 0.18、0.92和1.84mg/L三个浓度水平戊唑醇曝露和清除对斑马鱼雌鱼HPG轴相关性激素和类固醇合成、代谢相关调控基因的影响。研究发现:（1）不同曝露浓度处理,可导致斑马鱼雌鱼血浆中E2含量呈下降趋势,且存在剂量-效应关系,而对雄激素T含量影响不大;净化清除阶段终止后,E2含量基本恢复至对照水平,而T含量仍旧变化不大。（2）戊唑醇曝露导致雌鱼vtg1、erβ、star、cyp17、cyp19a、cyp19b、hsd17b1、hsd17b3、lhr、fshr 的基因表达量显着下调（p<0.05）。终止曝露,清水中饲养30 d后,斑马鱼雌鱼处理组肝脏组织中,vtg1与对照组相比无显着差异;卵巢中era和star除1.84 mg/L组依然显着下调外,其余各组已基本恢复正常;erβ的基因表达量各组显着下调（p<0.01）;0.92和 1.84mg/L 组 cyp1Iaa 显着上调;cyp17、cyp19b、hsd17b3、lhr和fshr基因表达量各浓度组与对照相比均显着上调。4.研究了戊唑醇曝露和清除对亲代产卵量和子代发育的影响。研究发现戊唑醇的曝露使得F0代平均产卵量显着下降,子代胚胎孵化时间延迟,幼鱼的畸形率提高。当终止曝露转入清水净化清除饲养30 d后,F0代平均产卵量依然显着下降,子代胚胎孵化时间和对照相比无差异性,子代畸形率仍显着高于对照组。结果显示曝露产生的干扰效应有可能通过亲代斑马鱼的繁殖活动传递给子代。5.雌鱼卵巢病理学切片检查发现,戊唑醇曝露后,斑马鱼卵巢未发现明显的病理学改变,但对斑马鱼卵细胞的发育产生了影响。戊唑醇不同浓度（0.18,0.92,1.84 mg/L）28 d曝露,使得初级卵母细胞（PO）百分比和对照相比分别显着增加了 4.99%,10.05%和14.48%（p<0.05）;成熟的卵母细胞（LMO）百分比和对照相比分别显着减少了 21.62%,25.38%和28.13%（p<0.01）。净化清除30d后,斑马鱼卵巢未发现明显的病理学改变,各处理组PO百分比和对照相比分别显着减少了 9.44%,7.41%和10.18%（p<0.05）;LMO百分比和对照组相比无显着性差异。卵巢病理学切片检查为戊唑醇曝露影响亲代产卵量提供了生理学依据。综上所述,戊唑醇为中等富集性农药,在斑马鱼体内不易被代谢掉,长期低浓度的曝露会导致斑马鱼HPG轴内分泌干扰效应,并给斑马鱼亲代繁殖和子代发育带来不利影响,且这种影响可能具有子代传递性,在终止接触后仍会延续,且短期内不能恢复和消除。研究初步证实戊唑醇可能具有抗雌激素样作用,其机制可能是戊唑醇通过抑制cyp19表达,进一步导致E2下调,从而发挥其抗雌激素作用。
朱丽珍[9]（2016）在《两种芳氧苯氧基丙酸酯类除草剂对斑马鱼毒性效应及作用机制研究》文中进行了进一步梳理化学农药在作物保护中发挥着不可替代的作用。然而,长期、大量不合理使用农药会对环境中有益生物（非靶标生物）造成不同程度的危害与影响。因此,农药环境安全性评价工作日益重要。芳氧苯氧基丙酸酯类除草剂具有高效、低毒、对后茬作物安全等特点,在世界除草剂市场中占有重要地位。氰氟草酯和精喹禾灵是其中两种有代表性的除草剂,被广泛应用于杂草防治。因此,评价其对非靶标生物,尤其是水生生物的毒性工作具有重要意义。本论文采用多种毒理学手段,研究了氰氟草酯和精喹禾灵这两种芳氧苯氧基丙酸酯类除草剂对不同生命阶段斑马鱼的毒性效应及作用机制,得出以下结果：1.氰氟草酯和精喹禾灵对斑马鱼不同发育阶段的急性毒性氰氟草酯对斑马鱼胚胎、仔鱼和成鱼的96h-LCso值分别为0.57、 1.32和4.05 mg/L,急性毒性试验结果表明,氰氟草酯对成鱼和仔鱼的急性毒性均为中毒,对胚胎的毒性为高毒,说明斑马鱼胚胎阶段对氰氟草酯最为敏感。精喹禾灵对斑马鱼胚胎的96h-LCso值为0.23 mg/L,为高毒。2.氰氟草酯和精喹禾灵对斑马鱼胚胎发育的影响将斑马鱼胚胎分别暴露于0.10、0.20、0.30、0.40、0.50、0.60 mg/L的氰氟草酯水溶液以及0.10、0.20、0.30、0.40、0.50 mg/L的精喹禾灵水溶液中,6天发育试验结果表明,氰氟草酯和精喹禾灵均能够在斑马鱼胚胎发育过程中引起一系列的不良影响,包括孵化抑制、心率下降、自主运动异常、生长抑制以及多种致畸作用。3.氰氟草酯对斑马鱼胚胎发育毒性的机制吖啶橙染色试验发现氰氟草酯暴露四天后的斑马鱼胚胎心脏部位细胞凋亡加剧,ROS含量增加。使用荧光定量PCR法检测暴露于0.10、0.20、0.30 mg/L氰氟草酯的斑马鱼胚胎发现四个编码抗氧化酶的基因Mn-sod, Cu/Zn-Sod,Cat和Gpx表达显着上调。同时,一系列凋亡相关基因表达也受到诱导,包括p53,Mdm2,Bax,Puma,Caspase-3和Caspase-9基因。此外,暴露四天后的斑马鱼胚胎Caspase-3和Caspase-9酶活性被明显诱导。4.精喹禾灵对斑马鱼胚胎心脏毒性及其机制6天发育试验结果表明,精喹禾灵暴露会引起斑马鱼心脏畸形,包括心包水肿,心脏环化异常,心房肿大等。此外,精喹禾灵暴露还会影响斑马鱼心脏功能,如心率下降、心脏输出减少。使用荧光定量PCR法检测暴露于0.10、0.20、0.30 mg/L精喹禾灵的斑马鱼胚胎,发现一系列心脏发育相关基因表达水平表达上调,包括Nkx2.5、Tbx5、GATA4、VEGF、vmhcANP、BNP等。此外,斑马鱼胚胎心脏发育关键蛋白TBX5蛋白含量被显着诱导。5.精喹禾灵对斑马鱼胚胎免疫和内分泌的影响使用荧光定量PCR检测发现,斑马鱼胚胎暴露后诱导一系列免疫相关基因的表达,包括CXCL-C1c、CC-chem、IL-1β、IL-8、IFN和TNFa基因,还可以造成内分泌相关基因的表达水平上调,包括VTG1、Era、hhex和pax8基因。此外,暴露四天后的斑马鱼胚胎VTG蛋白含量明显上升。6.精喹禾灵对斑马鱼成鱼内分泌干扰作用将不同性别的成年斑马鱼分开长期（30天）暴露于2、20和200μg/L的精喹禾灵水溶液中。暴露30天后的雄鱼VTG蛋白水平和雌激素含量明显上升,同时伴随着VTG和ERa基因和转录水平的上调。而雌鱼VTG蛋白水平略微下降,伴随着VTGI,VTG3,ERβ1和ERβ2基因表达的下降。此外,荧光定量PCR结果还发现斑马鱼雄鱼HPG轴相关基因表达都受到诱导,而在雌鱼体内,大部分与HPG轴相关基因的表达都受到抑制,从分子水平解释了精喹禾灵造成斑马鱼雌、雄鱼体内不同内分泌干扰效应的潜在机制。此外,分子对接试验表明,精喹禾灵与雌激素受体蛋白zfERa在Ser350和Ser428位点有结合的可能性,与zfERβ1在Lys305位点有结合的可能性。
曹楚彦[10]（2016）在《三唑锡对非洲爪蟾内分泌干扰作用的分子机制》文中进行了进一步梳理三唑锡是一种广泛使用的有机锡杀螨剂,但它对水生生物的毒性研究却鲜有报道。本试验以非洲爪蟾为模式生物,研究了三唑锡对非洲爪蟾的急性毒性、胚胎致畸效应、发育毒性,甲状腺内分泌干扰效应,性别发育和性腺轴相关基因激素的影响。研究结果主要包括以下几个方面：急性毒性试验结果表明：三唑锡对非洲爪蟾胚胎和蝌蚪的96 hL50分别为1.84和0.786μg/L,属于剧毒,经推算的环境安全浓度分别为0.02和0.008μg/L,蝌蚪比胚胎更为敏感。爪蟾胚胎致畸实验（FETAX）结果表明,三唑锡对非洲爪蟾96-h EC50为1.329μg/L,致畸指数为1.41,表明三唑锡具有致畸作用,同时暴露使胚胎体重、肌节宽、鳍宽减少,引起包括尾椎弯曲、脊柱弯曲、面部畸形和心包囊水肿等致畸现象,其中窄鳍为有机锡特异性致畸种类。同时,三唑锡暴露96 h引起非洲爪蟾胚胎体内3,5,3,-三碘甲状腺原氨酸（T3）水平显着下降,四碘甲状腺原氨酸（T4）水平高浓度处理组显着上升,激素水平紊乱可能导致爪蟾胚胎各组织器官发育不平衡从而出现畸形。致畸相关基因半胱氨酸蛋白酶（cpp32β）基因表达上调,IL-1b转化酶（ice）下调,可能干扰了非洲爪蟾体内Fas介导的凋亡途径, Cpp32活化程度的提高导致Ice失活,进而Cpp32执行凋亡命令,促进细胞凋亡；骨形成蛋白抑制蛋白（chordin）基因表达上调,性别决定区域Y-盒蛋白9（sox9）、基质金属蛋白酶（mmp2）基因表达不同程度下调,表明三唑锡对非洲爪蟾能够影响骨骼或脊索发育,从而导致畸形两栖动物变态发育试验（AMA）以非；洲爪蟾NF51蝌蚪为试验对象暴露21d结果表明,三唑锡7d暴露使爪蟾蝌蚪体重下降,同时mmmp2、基质降解酶-3（st3）表达量下调,整体并未表现出明显生长抑制的现象；三唑锡14天暴露引起脱碘酶-2（dio2）、甲状腺受体p（trβ）、基本转录元结合蛋白（bteb）、mmp2表达量下调,并且T3水平显着下降,表现出一之甲状腺内分泌干扰作用：三唑锡暴露21天引起爪蟾后肢生长受到抑制,发育时期显着延后,dio2、trβ、bteb、mmp2、st3表达量均有不同程度显着下调,T3水平下降,说明三唑锡可作用于脱碘酶,抑制T4向T3的转化过程以及T3与受体的结合,进而导致下游效应基因表达量的减少,从而引起甲状腺内分泌系统干扰作用。6个月染毒试验结果表明,三唑锡暴露引起非洲爪蟾存活率、体长、体重下降,变态发育完成时间显着滞后,雌性数量减少,性别兼性表型爪蟾显着增加,雌性爪蟾肝腺指数（LSI）和性腺指数（GSI）下降；雌雄个体雄激素受体（ar）表达显着上调,雌性爪蟾芳香化酶（cypl9）表达下调；雄性爪蟾睾酮含量上升。三唑锡可能通过干扰芳香化酶的合成抑制T向雌二醇（E2）的转化导致T在爪蟾体内蓄积,促使基因型雌性爪蟾向雄性异向发育,表现出一定类雄激素效应。综上所述,三唑锡在环境暴露浓度下对非洲爪蟾胚胎有致畸效应,干扰蝌蚪依赖甲状腺激素调控的变态发育,和幼蛙性别发育。
二、环境内分泌干扰物对动物繁殖机能的干扰作用及其机制（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、环境内分泌干扰物对动物繁殖机能的干扰作用及其机制（论文提纲范文）
（1）TCEP对大菱鲆生殖系统和抗氧化系统的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 大菱鲆简介 |
| 1.1.1 大菱鲆的养殖情况概述 |
| 1.1.2 大菱鲆的生殖系统 |
| 1.1.3 大菱鲆的抗氧化防御系统 |
| 1.1.4 大菱鲆的抗氧化防御的重要器官 |
| 1.2 内分泌干扰物 |
| 1.2.1 内分泌干扰物的定义及分类 |
| 1.2.2 内分泌干扰物的鉴定方法 |
| 1.3 TCEP简介 |
| 1.3.1 TCEP的来源与应用 |
| 1.3.2 TCEP在环境中的积累 |
| 1.3.3 TCEP在水生生物中的积累 |
| 1.4 内分泌干扰物的生物毒性 |
| 第二章 TCEP对大菱鲆生殖相关基因的影响 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 样品和试剂 |
| 2.3 大菱鲆生殖相关基因表达的测定 |
| 2.4 基因的相对表达量 |
| 2.5 讨论 |
| 2.6 小结 |
| 第三章 TCEP对大菱鲆生殖相关激素分泌的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 样品和试剂 |
| 3.3 大菱鲆生殖相关激素含量的测定 |
| 3.4 大菱鲆生殖相关激素含量变化 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 TCEP对大菱醉抗氧化相关基因的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 样品和试剂 |
| 4.3 大菱鲆抗氧化相关基因表达的测定 |
| 4.4 基因的相对表达量 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 第六章 已发表的论文 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（2）新型阻燃剂及其代谢产物的内分泌干扰效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 阻燃剂的概述 |
| 1.2 几种典型激素及受体简介 |
| 1.2.1 雌激素及其受体 |
| 1.2.2 盐皮质激素及其受体 |
| 1.2.3 糖皮质激素及其受体 |
| 1.3 内分泌干扰物的概述 |
| 1.3.1 内分泌干扰物的定义 |
| 1.3.2 内分泌干扰物的分类与作用机制 |
| 1.3.3 内分泌干扰物的危害 |
| 1.3.4 内分泌干扰物的研究进展与趋势 |
| 1.3.5 内分泌干扰物的评价方法 |
| 1.4 斑马鱼的简介及应用 |
| 1.4.1 斑马鱼特点 |
| 1.4.2 斑马鱼的应用 |
| 1.5 目标化合物的概述 |
| 1.5.1 新型溴化阻燃剂 |
| 1.5.2 有机磷阻燃剂代谢产物 |
| 1.6 研究目的与意义 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 待测化合物 |
| 2.1.2 阳性对照物 |
| 2.1.3 实验常规试剂 |
| 2.1.4 实验仪器与设备 |
| 2.1.5 细胞系 |
| 2.1.6 质粒和PCR实验基因序列 |
| 2.1.7 斑马鱼 |
| 2.1.8 化合物的储备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 细胞培养 |
| 2.2.2 细胞计数 |
| 2.2.3 MTS实验 |
| 2.2.4 质粒提取 |
| 2.2.5 双荧光报告基因实验 |
| 2.2.6 H295R细胞暴露 |
| 2.2.7 斑马鱼胚胎毒性 |
| 2.2.8 RNA提取和反转录实验 |
| 2.2.9 qRT-PCR实验 |
| 2.2.10 分子对接 |
| 2.2.11 数据分析 |
| 第三章 四种新型溴化阻燃剂(NBFRs)的内分泌干扰效应的评价 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 细胞毒性 |
| 3.2.2 ERα介导的激动和拮抗活性 |
| 3.2.3 GR介导的激动和拮抗活性 |
| 3.2.4 MR介导的激动和拮抗活性 |
| 3.2.5 四种NBFRs诱导H295R细胞内激素分泌相关基因表达变化 |
| 3.2.6 分子对接 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 三种有机磷阻燃剂(OPFRs)代谢产物的内分泌干扰效应的评价 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验结果 |
| 4.2.1 细胞毒性 |
| 4.2.2 ERα介导的激动和拮抗活性 |
| 4.2.3 GR介导的激动和拮抗活性 |
| 4.2.4 MR介导的激动和拮抗活性 |
| 4.2.5 三种OPFRs代谢产物诱导H295R细胞内激素分泌相关基因表达变化 |
| 4.2.6 分子对接 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 三种有机磷阻燃剂(OPFRs)代谢产物的斑马鱼胚胎毒性 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验结果 |
| 5.2.1 斑马鱼胚胎发育毒性结果 |
| 5.2.2 斑马鱼的HPA轴和HPG轴的m RNA转录的改变 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 3 参与的科研项目及获奖情况 |
| 学位论文数据集 |
（3）出生前DEHP暴露对子代大鼠下丘脑能量代谢调控相关基因表达水平的影响（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 缩略语/符号说明 |
| 前言 |
| 研究现状和成果 |
| 研究目的和方法 |
| 材料与方法 |
| 1.1 对象和方法 |
| 1.1.1 实验动物 |
| 1.1.2 试剂与耗材 |
| 1.1.3 主要仪器与设备 |
| 1.1.4 试剂的配制 |
| 1.1.5 实验方法 |
| 1.1.6 血清Leptin水平的检测 |
| 1.1.7 下丘脑ARC区摄食和能量代谢相关基因表达水平检测 |
| 1.1.8 下丘脑ARC区摄食和能量代谢相关蛋白表达测定 |
| 1.1.9 统计分析 |
| 1.2 结果 |
| 1.2.1 出生前DEHP暴露对子代大鼠生长发育的影响 |
| 1.2.2 出生前DEHP暴露对子代大鼠摄食的影响 |
| 1.2.3 出生前DEHP暴露对子代大鼠血清Leptin水平的影响 |
| 1.2.4 出生前DEHP暴露对子代大鼠下丘脑ARC区能量代谢调控相关基因表达水平的影响 |
| 1.2.5 出生前DEHP暴露对子代大鼠ACR区摄食相关蛋白NPY和 POMC表达的影响 |
| 1.3 讨论 |
| 1.3.1 出生前DEHP暴露对子代大鼠生长发育的影响 |
| 1.3.2 出生前DEHP暴露对子代大鼠摄食量的影响 |
| 1.3.3 出生前DEHP暴露对子代大鼠血清Leptin水平的影响 |
| 1.3.4 出生前DEHP暴露子代大鼠下丘脑ARC区摄食和能量代谢相关基因的表达 |
| 1.3.5 出生前DEHP暴露对子代大鼠摄食和能量代谢相关蛋白表达的影响 |
| 1.3.6 出生前DEHP暴露对机体能量代谢神经调控基因干扰作用的性别二型性 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 综述 环境内分泌干扰物对摄食和能量代谢的干扰作用 |
| 综述参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）三氯生对斑马鱼性别分化和生殖系统的影响及其机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境内分泌干扰物概述 |
| 1.1.1 环境内分泌干扰物的性质及来源 |
| 1.1.2 环境内分泌干扰物的种类 |
| 1.1.3 环境内分泌干扰物对生物体的危害 |
| 1.1.4 环境内分泌干扰物的分析方法 |
| 1.2 三氯生研究现状 |
| 1.2.1 三氯生的结构与性质 |
| 1.2.2 三氯生的分布现状 |
| 1.2.3 三氯生的毒性效应 |
| 1.3 论文主要研究内容及意义 |
| 1.3.1 论文的研究目的和意义 |
| 1.3.2 论文研究内容 |
| 1.3.3 论文研究技术路线 |
| 第二章 三氯生对斑马鱼性别分化的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要试剂 |
| 2.2.2 实验动物及培养 |
| 2.2.3 实验设计 |
| 2.2.4 7dpf性别分化相关基因表达分析 |
| 2.2.5 30dpf性别分化相关基因表达分析 |
| 2.2.6 45dpf性激素含量测定及性别分化相关基因表达分析 |
| 2.2.7 性别比例统计 |
| 2.2.8 数据处理 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 TCS暴露至7dpf时对性别分化相关基因表达的影响 |
| 2.3.2 TCS暴露至30dpf时对性别分化相关基因表达的影响 |
| 2.3.3 TCS暴露至45dpf时对性激素以及性别分化相关基因表达的影响 |
| 2.3.4 TCS暴露至60dpf时对性别比例的影响 |
| 2.4 分析与讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 三氯生对斑马鱼生殖系统以及HPG轴相关基因表达的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验动物 |
| 3.2.2 实验药品 |
| 3.2.3 实验设计 |
| 3.2.4 条件因子及性腺指数测定 |
| 3.2.5 性腺组织切片 |
| 3.2.6 性激素含量的测定 |
| 3.2.7 HPG轴相关基因表达分析 |
| 3.2.8 统计分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 TCS对斑马鱼条件因子和性腺指数的影响 |
| 3.3.2 TCS对斑马鱼性腺组织的影响 |
| 3.3.3 性激素及卵黄蛋白原含量 |
| 3.3.4 TCS对 HPG轴相关基因表达的影响 |
| 3.4 分析与讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 三氯生对斑马鱼雌激素信号转导途径的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验动物 |
| 4.2.2 实验药品 |
| 4.2.3 实验设计 |
| 4.2.4 雌激素信号转导相关基因表达分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 TCS对雌性斑马鱼性腺中雌激素转导相关基因表达的影响 |
| 4.3.2 TCS对雄性斑马鱼性腺中雌激素转导相关基因表达的影响 |
| 4.4 分析与讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论、创新与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.1.1 TCS对斑马鱼性别分化的影响 |
| 5.1.2 TCS对斑马鱼的生殖毒性及HPG相关基因的表达影响 |
| 5.1.3 TCS对斑马鱼雌激素转导途径的影响 |
| 5.2 创新之处 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间取得的研究成果 |
（5）欧盟现行内分泌干扰物监管法规研究及对我国的启示（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 绪论 |
| 一、课题意义 |
| 二、研究目的及范围 |
| 三、文献综述 |
| 第一章 欧盟现行内分泌干扰物监管法规及框架 |
| 第一节 内分泌干扰物概述 |
| 第二节 欧盟现行内分泌干扰物监管框架 |
| 一、化学品注册、评估、许可和限制法规 |
| 二、植物保护产品法规 |
| 三、生物杀灭剂法规 |
| 四、化妆品法规 |
| 五、水框架指令 |
| 第三节 欧盟新内分泌干扰物识别标准及配套指南 |
| 一、新内分泌干扰物识别标准及配套指南出台背景 |
| 二、BPR内分泌干扰物的识别标准 |
| 三、BPR相关活性物质申请批准流程 |
| 第二章 WTO框架下成员国对欧盟EDCs法规评议 |
| 第一节 WTO案例简介 |
| 一、欧共体荷尔蒙牛肉案 |
| 二、欧盟转基因食品案 |
| 第二节 新欧盟标准适用SPS协定合规性分析 |
| 一、WHO是否可为相关标准适格制定主体 |
| 二、WHO制定标准是否可称作国际标准 |
| 三、SPS措施是否应当符合其自身所作影响评估报告 |
| 第三节 欧盟内分泌干扰物法规是否违反SPS科学证据原则及风险评估原则 |
| 一、欧盟及北美关于预防原则的分歧 |
| 二、科学评估原则及预防原则在SPS协定中的体现 |
| 三、WTO成员国主张单纯基于危害的识别方法违反SPS协定原则 |
| 第四节 是否将现有内分泌干扰物识别标准适用于MRLs |
| 一、最大残留量及进口容许量概念 |
| 二、现行欧盟框架法规中MRLs矛盾之处 |
| 三、WTO成员国对于进口容许量设立标准的关切及欧盟回应 |
| 第五节 不合理影响已批准活性物质的续期及正在申请的活性物质的审批 |
| 第三章 区域贸易协定对欧盟高标准环境法规的影响—以CETA为例 |
| 第一节 风险预防原则在CETA中的体现 |
| 一、多边环定协定相关条款 |
| 二、风险预防原则在CETA环境章节中的体现 |
| 三、预防原则在SPS章节中的体现 |
| 第二节 监管合作机制 |
| 一、SPS等效措施的适用 |
| 二、监管合作章节概览 |
| 三、监管合作措施的自愿性及软法属性 |
| 四、监管合作机制透明度议题 |
| 第三节 CETA投资法院机制 |
| 一、CETA投资法院制度简析 |
| 二、投资法庭与欧盟法律自治性 |
| 三、投资法庭制度与环境相关议题 |
| 第四章 欧盟内分泌干扰物相关规定对我国的启示 |
| 第一节 构建相关全国性贸易壁垒预警及快速反应机制 |
| 第二节 结合实际情况逐步建设内分泌干扰物管理体系 |
| 第三节 充分学习并积极利用WTO规则争端解决机制 |
| 一、充分利用WTO争端解决机制积极应对欧盟新规 |
| 二、积极参与国际标准制定 |
| 第四节 CETA就环保议题对中国投资贸易谈判带来的启示 |
| 一、提高环保议题地位,适当纳入部分环境条款 |
| 二、加强环境合作建设,适当借鉴监管合作机制 |
| 结语 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（6）兽药类环境内分泌干扰效应及评价研究进展（论文提纲范文）
| 1 兽药在环境中的残留现状 (Veterinary drup re-sidus in the environment) |
| 2 兽药内分泌干扰效应研究现状 (Research status of veterinary endocrine disrupting effects) |
| 2.1 内分泌干扰物分子作用模式 |
| 2.2 典型兽药的内分泌干扰效应研究 |
| 2.2.1 己烯雌酚 (diethylstilbestrol, DES) |
| 2.2.2 喹乙醇 |
| 2.2.3 大豆异黄酮 |
| 3 可应用于兽药类内分泌干扰物筛选的方法建议 (Proposal of screening method for veterinary drug class of endocrine disruptors) |
| 3.1 模型动物筛选法 |
| 3.2 组织器官筛选法 |
| 3.3 细胞筛选法 |
| 3.4 分子筛选法 |
| 3.5 实验动物选择原则 |
| 4 内分泌干扰物评价方法进展 (Advances in the e-valuation method of the endocrine disruptors) |
| 5 展望及建议 (Prospects and suggestions) |
（7）微囊藻毒素-LR对斑马鱼生殖和生长发育的影响及其机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表（Abbreviation） |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 微囊藻毒素概述 |
| 1.1.1 微囊藻毒素的来源、分子结构和理化特性 |
| 1.1.2 微囊藻毒素的多物种毒性特点 |
| 1.1.3 微囊藻毒素的多器官毒性特点 |
| 1.1.4 微囊藻毒素的致毒与解毒机制 |
| 1.2 微囊藻毒素生殖及生长发育毒性的研究进展 |
| 1.2.1 微囊藻毒素对鱼类的生殖毒性 |
| 1.2.2 微囊藻毒素对鱼类的生长发育毒性 |
| 1.3 鱼类生殖和生长调控及内分泌干扰物的影响 |
| 1.3.1 鱼类的生殖调控轴 |
| 1.3.2 鱼类的生长发育调控轴 |
| 1.3.3 内分泌干扰物对鱼类生殖和生长发育的影响及机制 |
| 1.4 本研究目的和意义 |
| 第二章 MC-LR对斑马鱼卵巢的急性损伤及抗氧化系统的响应 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂 |
| 2.2.2 斑马鱼养殖暴露及LD_(50)的测定 |
| 2.2.3 样品采集 |
| 2.2.4 光镜样品制备及观察 |
| 2.2.5 抗氧化指标的测定 |
| 2.2.6 基因表达的测定 |
| 2.2.7 统计学分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 LD_(50)的测定 |
| 2.3.2 斑马鱼的表观病理学变化 |
| 2.3.3 斑马鱼的组织病理学变化 |
| 2.3.4 卵巢中MDA、抗氧化酶活性及GSH含量的变化 |
| 2.3.5 MC-LR对斑马鱼卵巢抗氧化酶基因表达的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 MC-LR对斑马鱼表观病理学的影响 |
| 2.4.2 MC-LR对斑马鱼的组织病理学影响 |
| 2.4.3 MC-LR对抗氧化酶活性及基因转录水平的影响 |
| 2.4.4 GSH解毒途径 |
| 2.5 结论 |
| 第三章 MC-LR生命周期暴露对斑马鱼生长和生殖的内分泌干扰机制 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂 |
| 3.2.2 斑马鱼养殖暴露 |
| 3.2.3 样品采集 |
| 3.2.4 电镜样品制备及观察 |
| 3.2.5 卵巢中E2、T和VTG含量的测定 |
| 3.2.6 基因表达的测定 |
| 3.2.7 统计学分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 MC-LR对斑马鱼生长和性腺系数的影响 |
| 3.3.2 MC-LR对斑马鱼脑、肝、性腺组织超微病理学影响 |
| 3.3.3 MC-LR对斑马鱼GH/IGF轴基因表达的影响 |
| 3.3.4 MC-LR对雌性斑马鱼HPGL轴基因表达的影响 |
| 3.3.5 MC-LR对斑马鱼卵巢中E2和T含量的影响 |
| 3.3.6 MC-LR对斑马鱼卵巢中VTG含量的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 MC-LR对斑马鱼生长和生殖形态学参数的影响 |
| 3.4.2 MC-LR对斑马鱼脑、肝、性腺组织超微病理学影响 |
| 3.4.3 MC-LR对斑马鱼GH/IGF轴相关基因表达影响 |
| 3.4.4 MC-LR通过干扰HPGL轴基因表达影响卵巢性激素水平 |
| 3.4.5 MC-LR对斑马鱼卵巢VTG含量的影响 |
| 3.5 结论 |
| 第四章 MC-LR通过干扰内分泌引起雄性斑马鱼雌激素效应的研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂 |
| 4.2.2 斑马鱼养殖暴露 |
| 4.2.3 样品采集 |
| 4.2.4 光镜样品制备及观察 |
| 4.2.5 精巢中E2和T含量的测定 |
| 4.2.6 基因表达的测定 |
| 4.2.7 蛋白表达分析 |
| 4.2.8 统计学分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 MC-LR对斑马鱼死亡率和性腺系数的影响 |
| 4.3.2 MC-LR对斑马鱼精巢病理学和精子生成的影响 |
| 4.3.3 MC-LR对斑马鱼精巢中E2和T含量的影响 |
| 4.3.4 MC-LR对斑马鱼HPGL轴基因表达的影响 |
| 4.3.5 精巢E2、T与HPGL轴类固醇激素合成基因表达的相关性分析 |
| 4.3.6 肝脏ERα 蛋白相对表达量 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 MC-LR对斑马鱼GSI和精巢组织病理学影响 |
| 4.4.2 MC-LR对精巢中E2和T含量的影响 |
| 4.4.3 MC-LR对HPGL轴生殖内分泌干扰及机制 |
| 4.4.4 MC-LR的雌激素效应及其机制 |
| 4.5 结论 |
| 第五章 全文小结及展望 |
| 5.1 全文小结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（8）戊唑醇对斑马鱼成鱼HPG轴的内分泌干扰效应（论文提纲范文）
| 术语和缩略语表 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境内分泌干扰物概述 |
| 1.1.1 环境内分泌干扰物定义 |
| 1.1.2 环境内分泌干扰物分类 |
| 1.1.3 环境内分泌干扰物分布及危害 |
| 1.1.4 环境内分泌干扰物作用特点 |
| 1.1.5 环境内分泌干化物的作用机理 |
| 1.2 农药作为环境内分泌干扰物的研究 |
| 1.2.1 农药作为环境内分泌干扰物的特点 |
| 1.3 斑马鱼作为实验动物在环境内分泌干扰物中的应用 |
| 1.3.1 斑马鱼生物学特点 |
| 1.3.2 利用斑马鱼开展内分泌干扰评价的方法 |
| 1.3.3 鱼类内分泌系统的特点 |
| 1.4 杀菌剂戊唑醇的毒理学研究进展 |
| 1.4.1 戊唑醇的使用现状 |
| 1.4.2 戊唑醇的毒理学研究进展 |
| 1.5 论文研究主要内容和意义 |
| 1.5.1 研究目的和意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 戊唑醇在斑马鱼体内的富集性、分布及持留性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 供试药剂 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.2.3 试验用鱼和水 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 标准曲线与线性范围 |
| 2.3.2 方法的准确度和精密度 |
| 2.3.3 戊唑醇在斑马鱼体内的生物富集性 |
| 2.3.4 富集平衡后戊唑醇在斑马鱼不同组织和器官的分布 |
| 2.4 讨论和小结 |
| 2.4.1 讨论 |
| 2.4.2 小结 |
| 第三章 戊唑醇对斑马鱼抗氧化酶系的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 供试药剂 |
| 3.2.2 主要仪器及设备 |
| 3.2.3 试验用鱼及处理方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 曝毒处理组抗氧化酶系测定 |
| 3.3.2 清除组斑马鱼抗氧化酶系的测定 |
| 3.4 讨论与结论 |
| 3.4.1 讨论 |
| 3.4.2 小结 |
| 第四章 戊唑醇对斑马鱼雌鱼生殖系统的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试药剂 |
| 4.2.2 主要仪器及设备 |
| 4.2.3 试验用鱼 |
| 4.2.4 成鱼28天染毒试验 |
| 4.2.5 成鱼28天染毒后的子代传递毒性 |
| 4.2.6 30天清除试验 |
| 4.2.7 成鱼28天短期染毒后转入清水清除30天子代的传递毒性 |
| 4.2.8 类固醇激素和戊唑醇测定 |
| 4.2.9 qRT-PCR测定基因表达量 |
| 4.2.10 性腺组织切片 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 曝毒试验结果与分析 |
| 4.3.2 清除试验结果与分析 |
| 4.4 讨论与小结 |
| 4.4.1 讨论 |
| 4.4.2 小结 |
| 全文总结 |
| 总结 |
| 论文创新点 |
| 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及读研期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
| 附录 |
（9）两种芳氧苯氧基丙酸酯类除草剂对斑马鱼毒性效应及作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 农药对环境的影响 |
| 1.1.1 农药对环境生态系统的危害 |
| 1.1.2 农药对环境生物的影响 |
| 1.2 芳氧苯氧基丙酸酯类除草剂 |
| 1.2.1 芳氧苯氧基丙酸酯类除草剂发展概况 |
| 1.2.2 氰氟草酯简介 |
| 1.2.3 精喹禾灵简介 |
| 1.2.4 芳氧苯氧基丙酸酯类除草剂对生物毒性研究进展 |
| 1.3 斑马鱼在环境毒理学的研究进展 |
| 1.3.1 斑马鱼的生物学特性 |
| 1.3.2 化合物毒性和致畸性研究进展 |
| 1.3.3 心血管发育毒理学的研究进展 |
| 1.3.4 细胞凋亡毒理学的研究进展 |
| 1.3.5 免疫干扰作用的毒理学研究进展 |
| 1.3.6 内分泌-生殖毒理学的研究进展 |
| 1.4 研究意义、主要内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 氰氟草酯对斑马鱼不同发育阶段毒性 |
| 2.1 仪器设备与试验材料 |
| 2.1.1 仪器设备 |
| 2.1.2 试验材料 |
| 2.1.3 试验药品 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 胚胎毒性试验 |
| 2.2.2 仔鱼毒性试验 |
| 2.2.3 成鱼急性毒性试验 |
| 2.2.4 暴露溶液中氰氟草酯实际含量测定 |
| 2.2.5 数据处理及分析 |
| 2.3 试验结果与分析 |
| 2.3.1 暴露溶液中氰氟草酯浓度检测结果 |
| 2.3.2 氰氟草酯对斑马鱼急性毒性试验结果 |
| 2.4 讨论 |
| 第三章 氰氟草酯对斑马鱼胚胎发育毒性及机制 |
| 3.1 材料 |
| 3.1.1 仪器设备 |
| 3.1.2 试验材料 |
| 3.1.3 试验药品 |
| 3.1.4 试验试剂 |
| 3.2 试验方法 |
| 3.2.1 胚胎发育试验 |
| 3.2.2 氰氟草酯对胚胎发育毒性作用机制试验 |
| 3.2.3 数据处理及分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 氰氟草酯对斑马鱼胚胎发育的影响 |
| 3.3.2 氰氟草酯对斑马鱼胚胎氧化应激反应的影响 |
| 3.3.3 氰氟草酯对斑马鱼胚胎细胞凋亡通路的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 第四章 精喹禾灵对斑马鱼胚胎发育毒性及机制 |
| 4.1 材料 |
| 4.1.1 仪器设备 |
| 4.1.2 试验材料 |
| 4.1.3 试验药品 |
| 4.1.4 试验试剂 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 胚胎发育试验 |
| 4.2.2 精喹禾灵对斑马鱼胚胎发育毒性作用机制试验 |
| 4.2.3 暴露溶液中精喹禾灵实际含量测定 |
| 4.2.4 数据处理及分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 精喹禾灵对斑马鱼胚胎发育的影响 |
| 4.3.2 精喹禾灵对斑马鱼胚胎心脏毒性及机制 |
| 4.3.3 精喹禾灵对斑马鱼胚胎免疫通路的影响 |
| 4.3.4 精喹禾灵对斑马鱼胚胎内分泌干扰作用 |
| 4.3.5 暴露溶液中精喹禾灵浓度检测结果 |
| 4.4 讨论 |
| 第五章 精喹禾灵对斑马鱼成鱼的内分泌干扰作用及其机制 |
| 5.1 仪器设备与试验材料 |
| 5.1.1 仪器 |
| 5.1.2 试验材料 |
| 5.1.3 试验药品 |
| 5.1.4 试验试剂 |
| 5.2 试验方法 |
| 5.2.1 斑马鱼成鱼暴露试验 |
| 5.2.2 斑马鱼成鱼生长指标及脑、肝脏、性腺指数测定 |
| 5.2.3 血清中雌、雄激素,VTG测定方法 |
| 5.2.4 BCA法测定蛋白含量 |
| 5.2.5 精喹禾灵对斑马鱼内分泌干扰作用机制试验 |
| 5.2.6 暴露溶液中精喹禾灵实际含量测定 |
| 5.2.7 数据处理及分析 |
| 5.3 试验结果及分析 |
| 5.3.1 精喹禾灵对斑马鱼成鱼生长指标的影响 |
| 5.3.2 精喹禾灵对斑马鱼成鱼性激素含量的影响 |
| 5.3.3 精喹禾灵对斑马鱼成鱼VTG蛋白含量的影响 |
| 5.3.4 精喹禾灵对斑马鱼肝脏和性腺轴相关基因表达量的影响 |
| 5.3.5 精喹禾灵与雌激素受体蛋白分子对接的结果 |
| 5.3.6 暴露溶液中精喹禾灵浓度检测结果 |
| 5.4 讨论 |
| 第六章 结论 |
| 第七章 创新点及展望 |
| 7.1 创新点 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
| 作者简介 |
（10）三唑锡对非洲爪蟾内分泌干扰作用的分子机制（论文提纲范文）
| 术语和缩略语表 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1 环境内分泌干扰物概述 |
| 1.1 环境内分泌干扰物的分类 |
| 1.2 内分泌干扰物的作用特点 |
| 1.3 环境内分泌干扰物的危害 |
| 1.3.1 对内分泌系统的影响 |
| 1.3.2 对生殖系统与发育的影响 |
| 1.3.3 对神经系统的毒性效应 |
| 1.3.4 对免疫系统的影响 |
| 1.3.5 致癌作用 |
| 1.3.6 对动物种群和群落的影响 |
| 1.4 环境内分泌干扰物的作用机理 |
| 1.4.1 受体介导反应 |
| 1.4.2 非受体途径 |
| 1.4.3 影响内分泌系统与神经系统免疫系统的综合效应 |
| 2 农药作为环境内分泌干扰物的研究 |
| 2.1 农药内分泌干扰物的特点 |
| 2.1.1 结构特点 |
| 2.1.2 作用特点 |
| 2.2 农药在水环境中的内分泌干扰作用 |
| 3 非洲爪蟾作为实验动物在环境内分泌干扰物中的应用 |
| 3.1 非洲爪蟾的甲状腺内分泌干扰评价 |
| 3.1.1 非洲爪蟾的变态发育过程 |
| 3.1.2 甲状腺激素信号途径 |
| 3.2 非洲爪蟾的生殖内分泌干扰评价 |
| 3.2.1 性别分化和性腺发育 |
| 3.2.2 性激素水平及相关酶的表达 |
| 4 有机锡的毒理学研究进展 |
| 4.1 有机锡的使用现状 |
| 4.2 有机锡的毒理学研究进展 |
| 5 论文研究主要内容和意义 |
| 第二章 三唑锡对非洲爪蟾胚胎和蝌蚪的急性毒性 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试药剂 |
| 2.2 非洲爪蟾的饲养以及胚胎获取 |
| 2.3 非洲爪蟾蝌蚪急性毒性试验 |
| 2.3.1 预试验 |
| 2.3.2 暴露试验 |
| 2.4 非洲爪蟾胚胎急性毒性试验 |
| 2.5 数据处理 |
| 3 试验结果 |
| 3.1 三唑锡对非洲爪蟾胚胎的急性毒性 |
| 3.2 三唑锡对非洲爪蟾蝌蚪的急性毒性 |
| 3.3 三唑锡对非洲爪蟾蝌蚪的安全浓度推算 |
| 4 讨论 |
| 第三章 三唑锡对非洲爪蟾胚胎的致畸效应 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试药剂 |
| 2.2 主要仪器与设备 |
| 2.3 非洲爪蟾饲养及胚胎获取 |
| 2.4 FETAX爪蟾胚胎致畸试验 |
| 2.5 基因转录水平测定 |
| 2.5.1 总RNA提取 |
| 2.5.2 cDNA的合成 |
| 2.5.3 实时荧光定量PCR |
| 2.6 甲状腺激素测定 |
| 2.7 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 三唑锡对非洲爪蟾胚胎的致畸效应 |
| 3.1.1 致畸指数 |
| 3.1.2 畸形种类分布 |
| 3.1.3 三唑锡对非洲爪蟾胚胎生长的影响 |
| 3.2 三唑锡对非洲爪蟾胚胎致畸相关基因的影响 |
| 3.3 三唑锡对非洲爪蟾胚胎甲状腺激素含量的影响 |
| 4 讨论与小结 |
| 4.1 讨论 |
| 4.1.1 胚胎致畸效应 |
| 4.1.2 相关基因的影响 |
| 4.1.3 甲状腺激素的影响 |
| 4.2 小结 |
| 第四章 三唑锡对非洲爪蟾蝌蚪的甲状腺内分泌干扰效应 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试药剂 |
| 2.2 主要仪器与设备 |
| 2.3 非洲爪蟾饲养及胚胎获取 |
| 2.4 AMA两栖类变态试验 |
| 2.5 基因转录水平测定 |
| 2.6 甲状腺激素测定 |
| 2.7 三唑锡含量检测 |
| 2.7.1 样品前处理方法 |
| 2.7.2 仪器条件 |
| 2.7.3 质量保证与控制 |
| 2.8 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 发育效应 |
| 3.2 基因转录效应 |
| 3.3 甲状腺激素干扰效应 |
| 3.4 三唑锡含量检测及生物富集系数 |
| 4 讨论与小结 |
| 4.1 讨论 |
| 4.2 小结 |
| 第五章 三唑锡对非洲爪蟾性腺轴的影响 |
| 1 引言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试药剂 |
| 2.2 主要仪器与设备 |
| 2.3 非洲爪蟾饲养及胚胎获取 |
| 2.4 6个月染毒试验 |
| 2.5 形态学指标测定 |
| 2.6 非洲爪蟾性腺指数和肝腺指数的测定 |
| 2.7 性腺轴相关基因表达量测定 |
| 2.7.1 总RNA提取 |
| 2.7.2 反转录 |
| 2.7.3 实时荧光定量PCR |
| 2.8 非洲爪蟾幼蛙性腺激素水平测定 |
| 2.9 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 三唑锡对非洲爪蟾幼蛙体长、体重和存活率的影响 |
| 3.2 三唑锡长期染毒对非洲爪蟾幼蛙性腺指数和肝腺指数的影响 |
| 3.3 三唑锡对非洲爪蟾性别分化的影响 |
| 3.4 三唑锡对非洲爪蟾变态发育完成时间的影响 |
| 3.5 三唑锡对非洲爪蟾性腺轴相关基因的影响 |
| 3.6 三唑锡对非洲爪蟾性激素水平的影响 |
| 4 讨论与小结 |
| 4.1 讨论 |
| 4.2 小结 |
| 全文总结 |
| 1 总结 |
| 2 创新点 |
| 3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在校期间发表论文 |
| 致谢 |
四、环境内分泌干扰物对动物繁殖机能的干扰作用及其机制（论文参考文献）
- [1]TCEP对大菱鲆生殖系统和抗氧化系统的影响[D]. 刘聪. 山东大学, 2021(09)
- [2]新型阻燃剂及其代谢产物的内分泌干扰效应研究[D]. 余畅. 浙江工业大学, 2020(02)
- [3]出生前DEHP暴露对子代大鼠下丘脑能量代谢调控相关基因表达水平的影响[D]. 许肖肖. 天津医科大学, 2020(06)
- [4]三氯生对斑马鱼性别分化和生殖系统的影响及其机制研究[D]. 何锦. 江苏大学, 2019(03)
- [5]欧盟现行内分泌干扰物监管法规研究及对我国的启示[D]. 包翌. 上海交通大学, 2019(06)
- [6]兽药类环境内分泌干扰效应及评价研究进展[J]. 姜锦林,单正军,卜元卿,韩志华,王娜. 生态毒理学报, 2017(06)
- [7]微囊藻毒素-LR对斑马鱼生殖和生长发育的影响及其机制[D]. 侯杰. 华中农业大学, 2017(01)
- [8]戊唑醇对斑马鱼成鱼HPG轴的内分泌干扰效应[D]. 孙欠欠. 浙江大学, 2017(01)
- [9]两种芳氧苯氧基丙酸酯类除草剂对斑马鱼毒性效应及作用机制研究[D]. 朱丽珍. 中国农业大学, 2016(08)
- [10]三唑锡对非洲爪蟾内分泌干扰作用的分子机制[D]. 曹楚彦. 浙江大学, 2016(09)
标签：斑马鱼论文; 多宝鱼论文; 基因表达论文; 环境内分泌干扰物论文; 内分泌论文;