一、汽车尾气诱导小鼠体内氧化损伤与遗传毒性的研究（论文文献综述）
赵利芳[1]（2021）在《大气PM2.5及其它污染因子致肺损伤分子机制研究》文中提出细颗粒物(PM2.5)是近年来研究较多的主要大气污染物。它与哮喘、慢性阻塞性肺炎和肺癌等密切相关,已被国际癌症研究机构（IARC）确定为一类致癌物。PM2.5中有机成分硝基多环芳烃（NPAHs）因具有致突性和致癌性被广泛关注。二氧化硫（SO2）也是常见大气污染物,会刺激呼吸道,引发肺炎和哮喘等疾病。此外,大气中生物组分内毒素,也称作脂多糖（LPS）,与哮喘发作、肺损伤有关,其对公众健康的危害也受到学者重视。《健康中国行动（2019-2030年）》提出要防治重大疾病,改善环境质量,保障民生健康。围绕此重大需求,本研究以大气重要组分PM2.5为主,探讨气道滴注太原大气PM2.5与其有机组分NPAHs暴露、太原真实环境大气PM2.5暴露、气道滴注太原大气PM2.5和SO2动态吸入复合暴露、临汾真实环境大气PM2.5和腹腔注射LPS复合暴露对肺损伤的毒性效应,进而揭示三种大气组分致肺部相关疾病的毒理机制。主要包括以下内容:1、研究太原市大气PM2.5及其有机组分NPAHs典型代表物1-硝基芘（1-NP）和9-硝基蒽（9-NA）对肺DNA损伤的效应。研究发现,PM2.5暴露会引起DNA损伤,但PM2.5中1-NP和9-NA是否会损害DNA以及这两种物质对PM2.5毒性是否有贡献有待深入研究。本章研究对雄性Wistar大鼠分别气道滴注二甲基亚砜（DMSO）、PM2.5（1.5mg/kg b.w.）混悬液、1-NP低中高浓度染毒液(1-NP-1:1.0×10-5 mg/kg b.w.、1-NP-2:4.0×10-5 mg/kg b.w.和1-NP-3:1.6×10-4mg/kg b.w.)和9-NA低中高浓度染毒液(9-NA-1:1.3×10-5mg/kg b.w.、9-NA-2:4.0×10-5 mg/kg b.w.和9-NA-3:1.2×10-4mg/kg b.w.)。隔天滴注1次,连续10天。采用彗星实验（Comet assay）观察大鼠肺细胞DNA链损伤情况,利用SDS-KCl沉淀法测定大鼠肺组织中DNA-蛋白交联（DPC）率,并通过酶联免疫吸附法（ELISA）考察DNA氧化损伤标志物8-羟基脱氧鸟苷（8-OHd G）、氧化应激因子（血红素氧合酶1（HO-1）、丙二醛（MDA）和超氧化物歧化酶（SOD））和代谢酶（谷胱甘肽S-转移酶（GST）、细胞色素P450（CYP450）、细胞色素P4501A1（CYP1A1）和细胞色素P4501A2（CYP1A2））表达量。利用实时定量PCR（RT-PCR）和蛋白免疫印迹技术（WB）检测大鼠肺组织DNA损伤修复相关因子（8-氧鸟嘌呤DNA糖基化酶（OGG1）、8-羟基鸟嘌呤核苷酸（MTH1）和x射线修复交叉互补群1（XRCC1））变化。结果表明PM2.5、1-NP和9-NA能通过影响DNA修复能力,增强氧化应激和生物转化而诱导DNA损伤。另外,Pearson相关分析发现在剂量近似相等的条件下,1-NP中浓度和PM2.5、9-NA中浓度和PM2.5引起肺DNA损伤标志物表达变化有相关性。提示1-NP和9-NA在PM2.5致肺DNA损伤中起到一定贡献。此研究结果为PM2.5中NPAHs的肺毒理学机制研究提供了实验依据。2、从DNA甲基化角度深入研究了太原真实环境大气PM2.5暴露对肺DNA损伤的影响。研究证实,DNA甲基化与DNA损伤有相关性,但真实环境大气PM2.5暴露致肺DNA损伤的修饰机制还不清楚。本章研究采用PM2.5全身吸入式暴露系统,对雄性SD大鼠进行山西省太原市环境大气PM2.5吸入暴露1个月和2个月。采用苏木精-伊红（HE）染色分析大鼠肺部病理特征,结合ELISA、WB和RT-PCR技术检测炎症因子（肿瘤坏死因子-α（TNF-α）和白介素-6（IL-6））、氧化应激相关因子（羟基自由基（HO·）、超氧阴离子自由基（O2-·）、NO、诱导型一氧化氮合酶（i NOS）、MDA、SOD和GST）、DNA损伤修复相关因子（DNA损伤诱导基因153（GADD153）、8-OHd G和磷酸化组蛋白H2AX（γ-H2AX））和癌症相关因子（原癌基因c-fos、c-jun和抑癌基因PTEN）表达。为深入研究DNA损伤机制,采用亚硫酸氢盐测序法测定OGG1和MTH1启动子区DNA甲基化状态。结果表明,1月和2月PM2.5实时吸入暴露能对大鼠肺部造成病理损伤和DNA损伤,并影响炎症因子、氧化应激相关因子和DNA损伤修复基因（MTH1和OGG1）表达。此外,2个月PM2.5暴露显着降低了OGG1启动子区2的DNA甲基化水平。这提示DNA损伤与氧化应激有关,且OGG1启动子区DNA甲基化水平改变可能是PM2.5致大鼠肺遗传毒性的一个重要机制。最后,通过分析c-fos、c-jun和PTEN表达结果,发现PM2.5实时吸入暴露能引起癌症相关的及早基因和抑癌基因表达异常,有增加肺癌风险的潜在可能。此研究结果为PM2.5对表观遗传学修饰的影响提供了一定参考价值。3、从炎症通路角度分析了PM2.5和SO2复合暴露对肺损伤的机制。PM2.5和SO2是两种较常见的大气污染物。研究发现,它们单独暴露分别能增加肺部疾病发病率。山西省太原市大气污染以煤烟型污染为主,PM2.5和SO2是主要的煤炭燃烧产物。二者复合暴露的毒性效应对阐释大气污染致肺毒性的机制有重要意义。因此,本章研究将雄性Wistar大鼠随机分为6组:对照组（隔天气道滴注生理盐水）,SO2吸入组（隔天动态吸入5.6 mg/m3 SO2）,PM2.5暴露组(隔天滴注1.5 mg/kg b.w.PM2.5),SO2和PM2.5低、中、高浓度联合暴露组(隔天吸入5.6 mg/m3SO2,并同时分别滴注1.5、6.0和24.0mg/kg b.w.PM2.5)。每次吸入SO2时间为6 h,滴注或吸入在同一天进行,连续10天。通过HE染色观察不同处理组大鼠肺组织病理损伤程度,结合透射电子显微镜（TEM）观察肺组织超微结构变化,利用瑞氏-吉姆萨染色法计数肺泡灌洗液（BALF）中炎性细胞数量,并通过ELISA考察细胞因子（TNF-α、IL-6和白介素1β（IL-1β））和炎症通路相关因子（核因子κB（NF-κB）抑制蛋白α（IκBα）、NF-κB抑制蛋白激酶β（IKKβ）和i NOS）改变。利用RT-PCR和WB技术检测大鼠肺组织细胞间黏附分子1（ICAM-1）、NF-κB、磷酸化p38（p-p38）和Toll样受体4（TLR4）表达水平。结果表明,SO2单独暴露未引起大鼠肺部明显炎症反应。PM2.5暴露增加了BALF中炎性细胞数目和炎症损伤。重要的是,与对照组/SO2组相比,SO2和PM2.5（1.5、6.0和24.0 mg/kg b.w.）复合暴露导致大鼠肺部出现明显病理损伤和超微结构损伤,并诱导BALF部分炎症细胞数量增多,激活了炎性通路TLR4/p38/NF-κB相关因子的异常表达,最终引起肺损伤。此研究为了解PM2.5与SO2协同加重肺部疾病的毒理学机制提供了更多理论依据。4、从铁死亡和组织纤维化角度研究了临汾真实环境大气PM2.5和LPS复合暴露对肺损伤的影响。PM2.5和内毒素普遍存在于大气中。研究表明,铁死亡与呼吸系统疾病发生有关,且PM2.5和LPS单独暴露均能引起铁死亡,但关于二者复合暴露影响肺组织铁死亡和纤维化相关因子表达的研究还很缺乏。本章研究将雄性BALB/c小鼠随机分为4组:洁净空气暴露组（注射PBS缓冲液）、PM2.5暴露组（注射PBS缓冲液）、LPS暴露组（注射LPS溶液）及PM2.5和LPS复合暴露组（注射LPS溶液）。采用腹腔注射方式对小鼠进行PBS缓冲液或LPS溶液（0.12 mg/mL）处理,每周注射1次,每次注射50μL。同时,采用PM2.5全身吸入式暴露系统对小鼠进行山西省临汾市真实环境大气PM2.5吸入暴露23周。通过HE染色观察不同组小鼠肺病理损伤程度,并采用ELISA技术考察炎性因子（TNF-α和IL-6）、氧化应激相关因子（SOD、谷胱甘肽（GSH）、过氧化氢酶（CAT）、MDA和4-羟基壬烯醛（4-HNE））和Fe2+水平的改变。利用WB技术检测小鼠肺组织中铁死亡指标（谷胱甘肽过氧化酶4（GPX4）、溶质载体家族7成员11（SLC7A11）和膜铁转运蛋白1（FPN1））和纤维化相关因子（α-平滑肌肌动蛋白（α-SMA）、胶原蛋白I（Collagen I）和胶原蛋白III（Collagen III））水平。通过Masson实验测定小鼠肺组织胶原含量变化。结果表明,与对照组/LPS组/PM2.5组相比,PM2.5和LPS复合暴露可加重肺病理损伤,引起炎性因子和氧化应激相关指标异常表达,诱导铁离子水平增加,导致铁死亡相关因子（GPX4、SLC7A11和FPN1）表达下降,4-HNE和MDA累积,诱导铁死亡发生。此外,复合暴露使肺沉积了大量胶原介质,引起纤维化相关因子表达显着增加。PM2.5和LPS单独暴露未引起这些因子明显改变。此研究揭示了PM2.5与LPS协同暴露致小鼠肺组织发生铁死亡和纤维化的毒理机制。不同地区大气污染多样,PM2.5组分复杂,且不同地区不同污染成分引起的呼吸系统疾病机制不同。鉴于此,本研究选择山西省污染较严重的太原市和临汾市为研究现场,建立了各种动物暴露模型。针对不同的PM2.5暴露模式,首先研究PM2.5及其吸附的NPAHs致肺DNA损伤效应,然后从DNA甲基化角度探讨PM2.5对肺DNA损伤的分子机制。之后建立PM2.5与SO2复合暴露模型,以炎症经典通路为主,研究不同浓度PM2.5和SO2复合暴露诱导大鼠肺炎症损伤的分子机制。最后,建立PM2.5和LPS复合暴露模型,阐明其对小鼠肺组织铁死亡和纤维化相关指标的影响。综上,本研究多维度研究了大气三种污染物染对肺部疾病的损伤效应。进一步为我国典型地区大气环境污染与健康领域研究的发展提供新的实验依据。
高云[2]（2021）在《金丝桃苷对PM2.5诱导的气道损伤及COPD急性加重的保护作用和机制研究》文中研究指明PM2.5是造成全球疾病的主要危险因素之一。PM2.5的主要成分多环芳烃（PAHs）与呼吸系统疾病的发病率和死亡率有关,气道上皮是空气和肺组织之间宿主防御的第一道屏障,它极易受到有害物质（例如香烟烟雾或PM2.5）的刺激和破坏。截至目前,PM2.5致肺损伤的机制包括氧化应激、炎症机制、细胞自噬和细胞凋亡等。在各种病理生理条件下,自噬的异常水平可能与细胞凋亡有关。有证据表明抑制异常调节的自噬可以防治细颗粒物引起的损害。金丝桃苷,也称为槲皮素-3-O-β-D-半乳糖苷,是一种从金丝桃或山楂中提取的类黄酮糖苷化合物,具有抗炎、抗氧化活性及与细胞异常自噬有关的疾病中起保护作用。然而目前关于金丝桃苷在PM2.5诱导的肺损伤是否具有保护作用及其机制尚有待进一步研究。方法:本实验主要分为两部分,第一部分拟构建体外和体内两种模型,研究金丝桃苷在Beas-2b细胞和PM2.5诱导肺损伤小鼠模型中的保护作用及其机制。体外实验中,我们制备并对比水溶性PM2.5（W-PMs）和有机可萃取PM2.5（OPMs）对Beas-2b细胞的细胞毒性后,在Beas-2b细胞中以O-PMs诱导观察细胞损伤的分子机制及金丝桃苷发挥保护作用及调节细胞自噬和细胞凋亡的机制。在体内实验中,我们以PMs构建小鼠肺损伤的模型,在体外实验基础上进一步研究金丝桃苷对PMs诱导小鼠肺损伤模型中自噬失调和炎性损伤的保护作用和分子机制,并且在此基础上应用AMPK激活剂深入探究金丝桃苷调节细胞自噬和细胞凋亡发挥保护作用的分子机制。第二部分首先构建COPD动物模型,拟应用PM2.5刺激加重COPD肺损伤,研究金丝桃苷在缓解PM2.5诱导慢性呼吸道疾病急性加重中的保护作用。以上过程中主要应用酶联免疫吸附实验（ELISA）和免疫印迹法（Western Blot）等分子生物学方法。结果:第一部分:1.在体外,O-PMs具有更强的细胞毒性,O-PMs可过度激活自噬和细胞凋亡,表现在自噬相关蛋白（beclin-1,p62,atg3和LC3Ⅱ）和凋亡蛋白（parp,bax,caspase 3）的水平呈剂量依赖性增加。O-PMs可剂量依赖性上调P-AMPK和抑制m-TOR的水平。金丝桃苷可抑制O-PMs诱导的细胞毒性、自噬蛋白过度表达、自噬小体的积累、细胞凋亡以及p-AMPK的表达以及上调p-mTOR水平。3-MA和Compond C（AMPK抑制剂）可增强金丝桃苷以上的治疗作用,而AICAR（AMPK激活剂）则具有减弱的作用。2.在体内,金丝桃苷显着改善PMs诱导小鼠肺损伤模型的肺组织病理改变,并且能够抑制BALF中炎症细胞（主要为中性粒细胞）渗出和细胞因子（TNF-α和IL-6）分泌,降低肺组织自噬相关蛋白（beclin-1、p62、atg3和LC3Ⅱ）、凋亡蛋白（parp,bax,caspase-3）的表达,增加bcl-2的表达。这种作用可能与其抑制AMPK/mTOR通路密切相关。应用AICAR后,PMs诱导肺损伤小鼠模型中金丝桃苷减轻PMs诱导的肺组织病理改变、BALF中炎症细胞以及抑制细胞因子（TNF-α和IL-6）分泌的作用明显减弱,同时对LC3Ⅱ和caspase-3的抑制作用也减弱,表明了金丝桃苷在PMs诱导肺损伤小鼠模型中的调节细胞自噬和细胞凋亡及保护作用是通过AMPK/mTOR介导。第二部分:1、金丝桃苷显着降低PM2.5诱导COPD肺损伤加重模型中炎症反应,表现为与COPD+PM2.5组比较,金丝桃苷减轻PM2.5诱导的肺损伤病理评分,降低BALF中炎性细胞计数、TNF-α和IL-6水平。同时,金丝桃苷可减少PM2.5诱导COPD肺损伤加重模型中Muc5ac和p-creb的分泌。2、金丝桃苷明显抑制PM2.5诱导的COPD肺损伤加重模型肺组织中NF-κB通路活化和NLRP3炎症小体激活,降低肺组织自噬相关蛋白（beclin-1、atg3和LC3Ⅱ）、凋亡蛋白（bax和caspase 3）的表达。结论:综上所述,本研究证明了金丝桃苷对PM2.5诱导的气道损伤以及COPD肺损伤加重的保护作用和金丝桃苷抑制自噬相关蛋白和凋亡蛋白表达的分子机制,为PM2.5诱导和加重呼吸系统疾病的治疗提供策略。
褚梦颖[3]（2021）在《蛆症异蚤蝇Megaselia scalaris对重金属镉的毒性反应和解毒机制研究》文中研究指明镉（cadmiun,Cd）是重要的重金属污染物,不仅对人类和生物产生直接的毒害作用,还可以在生物体内富集,并通过食物链在生物体间迁移,影响生态系统。昆虫种类多,分布广,在食物链中承担重要角色,既是重金属的消耗者和富集者,也是重金属的传递者,研究生物在镉胁迫下的毒理反应,对重金属的生物修复和生物监测有重要作用。本研究以蛆症异蚤蝇M.scalaris为试验材料,首次从个体发育、内部解剖、酶学和分子层面较为全面且详细的研究了Cd2+对蛆症异蚤蝇产生的毒性效应以及蛆症异蚤蝇对Cd2+的生理响应机制。主要结论如下:（1）不同浓度Cd2+胁迫条件下,亲代蛆症异蚤蝇M.scalaris幼虫的体长、体重、化蛹率以及成虫的羽化率和寿命均随着胁迫浓度的升高而显着降低（P<0.05）。Cd2+胁迫显着延长了蛆症异蚤蝇M.scalaris亲代的发育历期和蛹期（P<0.05）且具有浓度依赖性。Cd2+胁迫对蛆症异蚤蝇M.scalaris亲代成虫的雌雄比产生了显着影响（P<0.05）。结果表明,Cd2+胁迫可以抑制蛆症异蚤蝇M.scalaris个体生长发育,同时,由于个体生物学指标的变化,也可能改变蛆症异蚤蝇M.scalaris种群数量和结构。与对照组相比,不再受到Cd2+胁迫的子代（F1）蛆症异蚤蝇M.scalaris幼虫的体长、体重、化蛹率、蛹期以及成虫的羽化率、寿命、发育历期和雌雄比均不具有显着差异性（P>0.05）。表明Cd2+胁迫对蛆症异蚤蝇M.scalaris生理水平上生长发育的影响在子代得到消除。（2）Cd2+胁迫能够使蛆症异蚤蝇M.scalaris幼虫消化道受损。取食Cd2+浓度为60μg/g人工饲料5d后蚤蝇幼虫体内消化道明显黄化,尤其是中肠部分,并可清楚观察到有许多颗粒状结构密集分布在肠壁内侧。Cd2+可以改变蚤蝇幼虫中肠长度与直径大小,损伤消化道结构,推测Cd2+能够使蚤蝇幼虫消化功能受损。（3）抗氧化酶是蛆症异蚤蝇M.scalaris机体抵御Cd2+诱发的氧化应激相关毒性效应的早期响应。与对照组相比,随着处理时间的增加,蛆症异蚤蝇M.scalaris的抗氧化酶CAT的酶活力变化呈促进-抑制趋势,抗氧化酶SOD的酶活力变化中低浓度（7.5,15,30μg/g）组呈促进-抑制趋势,高浓度（60μg/g）组呈抑制趋势,抗氧化酶GSH-PX的酶活力变化呈低浓度（7.5μg/g）组呈促进-抑制,中高浓度组（15,30,60μg/g）呈抑制趋势;其中GSH-PX酶反应较SOD与CAT更为快速灵敏;蛆症异蚤蝇M.scalaris体内MDA含量持续升高,呈现出一定的浓剂量效应和时间效应关系。这些结果表明,Cd2+胁迫幼虫体内产生并积累了大量的ROS,影响了抗氧化酶活性,打破了虫体内氧化还原的平衡稳态,诱发了氧化应激,发生了脂质过氧化,进而会对蛆症异蚤蝇M.scalaris机体造成氧化损伤。（4）经过不同浓度Cd2+处理后,蛆症异蚤蝇M.scalaris体细胞DNA的TL值、DNAT%值、TM值和OTM值随着Cd2+处理浓度和时间的增加而增大,表明蛆症异蚤蝇DNA损伤程度随Cd2+处理浓度和时间的增加而加重,且具有显着的浓度-效应和时间-效应关系。上述结果表明Cd2+能够引发蛆症异蚤蝇DNA损伤,造成DNA链断裂,具有遗传毒性,DNA损伤程度与Cd2+处理浓度和时间具有效应关系。（5）结合对各检测指标的相关性分析,蛆症异蚤蝇对重金属Cd2+毒性效应的生理响应顺序应该为:抗氧化酶活力与氧化应激程度,DNA损伤,组织器官,个体指标,种群指标,最后结合实际操作难易程度在各个层次上推荐蛆症异蚤蝇对重金属Cd2+毒性效应灵敏的生理生化指标为GSH-PX酶活力与MDA含量,TM值,化蛹率、羽化率。本文以蛆症异蚤蝇M.scalaris为研究对象,首次从个体发育、内部解剖、酶学和分子层面探讨其在重金属镉胁迫下的累积代谢规律和解毒代谢机制,为更好地理解重金属镉的生物毒理过程及其在城市生态系统的传递过程提供理论支持与数据参考。
汪岩[4]（2020）在《大气颗粒物诱导多重细胞器功能紊乱导致血管内皮损伤的机制研究》文中研究说明研究目的:本研究旨在从亚细胞结构层面探讨城市大气颗粒物对血管内皮造成的损伤及毒作用机制。以多重经典细胞器（内质网、线粒体和溶酶体）为切入点,结合细胞程序性死亡方式（细胞凋亡与细胞自噬）讨论大气颗粒物诱导血管内皮细胞毒性的潜在机制,以及体内血管组织损伤的相关作用模式。研究方法:（1）以美国国家标准技术研究所（National Institute of Standards and Technology,NIST）出品的城市大气颗粒物标准物质（编号1648a,PM SRM1648a）为研究对象,初步对颗粒物的成分、水合粒径和表面电位进行分析,并进行颗粒物内毒素含量的检测。选用人脐静脉血管内皮细胞系EA.hy926和HUVECs为体外实验模型,运用共聚焦显微镜观察法以及流式细胞仪侧向光检测值衡量血管内皮细胞对城市大气颗粒物PM SRM1648a的摄取情况。在细胞毒性层面,运用MTT和CCK8法检测细胞存活率并作为体外实验剂量筛选的依据;结合GSH/GSSG、MDA、NADP+/NADPH 和 C11-BODIPY581/591 等指标评估血管内皮细胞在大气颗粒物PM SRM1648a刺激下的氧化应激状态。在亚细胞结构层面,运用免疫荧光法检测γ-H2AX荧光灶点数以衡量DNA损伤;利用透射电子显微镜（透射电镜,Transmission Electron Microscope,TEM）观察血管内皮细胞对颗粒物的摄取以及细胞内超微结构的变化;（2）以内质网（Endoplasmic reticulum,ER）为核心,讨论大气颗粒物PM SRM1648a 触发血管内皮细胞内质网应激（Endoplasmic reticulum stress,ER stress）在自噬小体累积和细胞凋亡中的作用:TEM观察结果提示内质网结构出现撕裂扩张样改变,进一步运用ER-Tracker Blue-White DPX探针标记内质网,观察内质网荧光着色变化;运用DCFH-DA探针检测活性氧（Reactive oxygen species,ROS）;FITC-Annexin-V/PI双染法检测细胞凋亡率;通过透射电镜法结合免疫荧光法观察自噬小体数量和LC3B的表达情况;运用western blot蛋白免疫印迹实验讨论颗粒物引起的内质网应激相关标志性蛋白GRP78/BIP、CHOP和caspase12,自噬标志性蛋白Beclin 1、LC3Ⅱ/Ⅰ和p62,以及凋亡相关蛋白caspase9、caspase3、BCL-2和BAX的表达变化。进一步运用氧化应激抑制剂谷胱甘肽乙酯（Glutathione monoethy1 ester,GSH-MEE）和内质网应激广谱抑制剂4-苯基丁酸（4-Phenylbutyric acid,4-PBA）探讨 ROS/ER stress 信号轴在颗粒物诱导血管内皮细胞自噬和凋亡中的作用;此外,运用自噬不同阶段调节剂3-Methyladenine（3-MA）、Rapamycin 和 Bafilomycin A1,探讨颗粒物暴露下,细胞自噬和内质网应激的相互关系,以及细胞自噬在细胞凋亡中发挥的作用;（3）以溶酶体损伤为核心,探讨颗粒物引起血管内皮细胞自噬小体累积与细胞毒性的具体原因:聚焦自噬动态过程,运用mRFP-GFP-LC3腺病毒载体检测颗粒物暴露下,EA.hy926和HUVECs血管内皮细胞中自噬流的通畅性;并在饱和浓度Bafilomycin A1的剂量下讨论颗粒物引起血管内皮细胞自噬小体累积的具体原因;LysoSensorTM Green DND-189探针法标记溶酶体并运用荧光半定量法检测溶酶体相对酸碱度pH;免疫荧光双标法（LAMP-2与LC3B）衡量溶酶体与自噬小体的共定位（即自噬溶酶体）;结合酶活性实验和蛋白表达量实验确定酸性磷酸酶（Acid phosphatase,ACP）以及溶酶体水解酶（Cathepsin B,CTSB）的活性和表达改变;（4）以线粒体动力学为核心,讨论颗粒物暴露扰乱血管内皮细胞线粒体分裂-融合平衡,进而引起炎症反应:检测线粒体功能学指标ATP、mtROS、线粒体膜电位（Mitochondrial membrane potential,MMP）等;运用 MitoTracker（?）Red CMXRos线粒体红色荧光探针观察线粒体形态学改变;qRT-PCR和western blot法分别检测线粒体动力学相关分子的表达情况;ELISA法检测细胞培养上清液中细胞因子的含量,如TNF-α、IL-1β等;Hoechst33258/PI双染法结合细胞上清液乳酸脱氢酶（Lactate dehydrogenase,LDH）的含量检测,初步判断细胞膜的损伤情况;运用流式细胞仪通过FLICA Caspase-1 Reagent FAM-YVAD-FMK/PI双染法检测细胞焦亡率和caspase1活性;运用caspase1特异性抑制剂Z-YVAD-FMK评估caspase1在颗粒物诱导血管内皮细胞炎症级联反应中的作用;以及运用si RNA慢病毒转染敲降技术敲低EA.hy926细胞中线粒体分裂调控基因DNM1L（DRP1）,在蛋白水平验证DRP1的表达量,重复上述相关实验指标评判线粒体分裂、caspase1酶活性、细胞炎症反应等,反向讨论颗粒物暴露经DRP1/caspase1/IL-1β信号通路扰乱血管内皮细胞线粒体分裂-融合平衡,进而触发炎症反应;（5）运用BALB/c小鼠模型,结合WHO建议的发展中国家第一阶段PM2.5过渡值（年均PM2.5浓度35μg/m3）、现实人群暴露情况、小鼠生理解剖结构以及外推系数等,设置低中高暴露剂量组,分别为1.28、5.5和11 mg/kg·bw/w。经过急性（7天）和亚急性（28天）暴露后,取肺泡灌洗液、血液标本以及肺、主动脉和心脏组织进行后续实验;Hematoxylin and eosin stain（H&E）、von kossa和Masson染色观察各组织样本的病理改变、钙离子沉积以及胶原蛋白沉积等;运用ELISA法检测肺泡灌洗液和血液样本中炎性因子以及氧化应激相关指标;BCA法检测肺泡灌洗液中总蛋白含量;流式抗体染色结合流式细胞仪侧向散射光数值检测肺泡灌洗液中总细胞数、单核细胞数、淋巴细胞数以及中性粒细胞数,进一步运用F4-80/CD11b/CD86/CD206流式抗体检测M1和M2型巨噬细胞比例;qRT-PCR法检测主动脉组织中炎性因子和氧化应激相关标志物基因层面的表达量;qRT-PCR法检测主动脉组织中亚细胞结构功能相关指标的表达改变,如内质网应激相关分子hspa5和ddit3,线粒体动力学相关分子dnm1l、fis1、mff、mfn1、mfn2和oopa1,以及溶酶体膜蛋白相关分子lamp1和lamp2;免疫组化、免疫荧光和western blot法检测主动脉组织中亚细胞结构功能相关指标蛋白水平的表达情况,如BIP、CHOP、DRP1、LAMP1和LAMP2;TUNEL法检测主动脉组织细胞凋亡率。综上方法,试图从体内水平初步揭示大气颗粒物引起细胞器功能紊乱参与血管组织损伤。研究结果:（1）体外细胞实验结果显示,大气颗粒物PM SRM1648a暴露下,血管内皮细胞比肺泡上皮细胞更为敏感。暴露于颗粒物24小时后,PM SRM1648a在相对低剂量下（10和20 μg/cm2;相当于32和64 μg/mL）,分别引起EA.hy926（P<0.05）和HUVECs（P<0.05）血管内皮细胞毒性,而未引起肺泡上皮细胞生存率降低。血管内皮细胞具有颗粒物摄取能力,并且颗粒物摄取先于细胞毒性的出现。同为人血管静脉内皮细胞株,PM SRM1648a对EA.hy926比HUVECs的细胞毒性更为显着,可能是因为EA.hy926细胞比HUVECs具有更强的颗粒物摄取能力。除了细胞毒性层面,PM SRM1648a可诱导DNA损伤,以及多重细胞器结构改变等;（2）PM SRM1648a引起血管内皮细胞胞内ROS过量释放和氧化应激,进一步损伤亚细胞结构功能,如内质网应激和结构损伤,从而影响血管内皮细胞自噬小体累积与凋亡。正常的自噬诱导可以保护PM SRM1648a引起的血管内皮细胞凋亡,抑制自噬或者破坏自噬降解过程会加剧颗粒物引起的内皮细胞损伤。内质网应激和自噬之间的相互对话表明内质网应激与LC3Ⅱ表达上调有关,而自噬过程对PM SRM1648a引起的内质网损伤并无显着影响。一定程度上探讨了内质网应激下,自噬诱导是颗粒物导致血管内皮细胞损伤的保护性因素;ROS/内质网应激通路和自噬降解功能障碍促进PM SRM1648a引起的血管内皮细胞凋亡;（3）20 μg/cm2（64 μg/mL）PM SRM1648a 导致 EA.hy926 血管内皮细胞内自噬小体累积、LC3Ⅱ高表达。在不同时间点LC3Ⅱ上调的具体原因不尽相同。短时间6小时内,自噬活性有所提高导致LC3Ⅱ的快速转化,参与自噬小体膜的合成;而随着暴露时间延长至24小时,LC3Ⅱ的增高归结于溶酶体降解清除能力受阻引起的缺陷型自噬。类似地,20μg/cm2（64μg/mL）剂量下,颗粒物暴露24小时后造成HUVECs内自噬小体累积,其原因归结于溶酶体损伤引起的缺陷型自噬。同时,20 μg/cm2 PM SRM1648a在暴露于EA.hy926细胞24小时后,ACP和CTSB溶酶体水解酶活性出现显着性降低（P<0.05,P<0.05）;在HUVECs中,ACP和CTSB活性检测同样显示类似的结果,于20μg/cm2剂量下暴露24小时后开始显着性降低。颗粒物引起的溶酶体损伤以及水解酶活性降低是引起自噬流阻断和降解清除能力削弱的关键因素。而氧化应激的恢复并不能缓解自噬流障碍和自噬溶酶体的减少,但可以缓解LC3Ⅱ的表达以及溶酶体膜蛋白LAMP-2的表达。PM SRM1648a经非氧化应激依赖型途径引起溶酶体水解酶失活,进而导致血管内皮细胞自噬流紊乱及后续降解异常,促进血管内皮细胞损伤甚至死亡;（4）线粒体是PM SRM1648a攻击人类血管内皮细胞的亚细胞结构靶标。大气颗粒物的摄入会破坏线粒体功能,包括mtROS增高、MMP减少和ATP消耗。同时,PGC-1α的降低表明PM SRM1648a损害线粒体生物发生。此外,20μg/cm2（64μg/mL）剂量暴露24小时后,PM SRM1648a导致线粒体形态呈现分裂样改变,分裂相关分子DRP1等异常上调;PM SRM1648a激活caspase1酶活性和炎症级联反应,caspase1抑制剂Z-YVAD-FMK可以显着降低颗粒物引起的caspase1激活及IL-1β炎性因子的释放;汇集DRP1介导的线粒体分裂通路以及caspase1介导的炎性通路发现,在PM SRM1648a的刺激下,si DNM1L（DRP1）慢病毒转染的EA.hy926细胞相对于空载病毒转染组细胞,线粒体形态有所恢复,caspase1酶活性（P<0.05）以及IL-1β含量（P<0.05）出现显着性降低,提示DRP1/caspase1/IL-1β信号轴参与颗粒物引起的血管内皮细胞线粒体分裂和炎性损伤。同等剂量20 μg/cm2暴露24小时后,EA.hy926细胞中凋亡率为23.43 ±1.76%（P<0.001）,焦亡率为 0.38±0.08%（P>0.05）;HUVECs 中凋亡率为17.30±1.61%（P<0.01）,焦亡率为0.41±0.07%（P>0.05）,同时结合细胞形态学、超微电镜结构以及流式细胞仪衡量细胞大小的前向散射光Forward Scatter,FSC值分析,细胞焦亡不是PM SRM1648a引起血管内皮细胞程序性死亡的主要作用模式;（5）急性（7天）和亚急性（28天）口咽吸入法暴露于不同浓度的PM SRM1648a（1.28、5.5 和 11 mg/kg·bw/w）,正常饲养环境的 BALB/c 雄性和雌性小鼠中出现局部和全身的氧化应激以及炎性反应,未见明显的主动脉脂质累积或斑块样沉积。亚急性组出现主动脉壁增宽以及主动脉根部胶原蛋白出现增多趋势。虽然未见显着性病理学损伤,亚急性暴露后,亚细胞结构层面分子表达出现改变,以内质网和线粒体相关分子改变为主,并且主动脉组织细胞凋亡率增高,以上结果均发生于雄性和雌性BALB/c小鼠中,无性别特异性。结论:亚细胞结构,如内质网、线粒体和溶酶体是PM SRM1648a损伤血管内皮细胞的重要靶点。颗粒物的暴露可以通过损害亚细胞结构功能进而导致血管内皮细胞炎症反应和细胞死亡。在探讨了内质网、溶酶体和线粒体结构功能紊乱后,亚细胞层面靶向毒性评估有助于更全面地了解大气颗粒物引起的血管内皮毒性。在进行环境颗粒物人群健康效应研究时,应综合考虑细胞毒性和亚细胞毒性,关注于早期的检查点,为全面掌握安全性评价信息及更好地实施危险度管理提供合理的基础资料。
王君宇[5]（2020）在《鹰嘴豆芽素A基于PI3K/AKT信号通路缓解PM10致急性肺细胞损伤机制研究》文中研究表明流行病学研究表明,大气中PM10浓度升高与人群心肺疾病风险增加密切相关。PM10携带的大量有毒有害物质,极易通过上呼吸道纤毛和粘膜物理阻隔,在支气管和肺泡中直接加深和沉积,引发或加重各类心肺系统疾病,严重影响人体健康。鹰嘴豆芽素A（Biochanin A,BCA）作为一种豆科植物中的天然异黄酮类化合物,具有抗炎、抗氧化、抗菌等多种生物活性,在干预PM10诱导的急性肺细胞损伤中的作用越来越受到关注,但其分子作用机制尚不完全清楚。本论文采集天津市大气PM10颗粒物并分析其粒径、成分、形态,结果表明PM10颗粒物的当量直径集中在10μm左右,总体动力学直径在0～100μm范围内。PM10来源广泛,生物、化学成分组成较为复杂,主要由可溶性盐离子(F-、Cl-、NO2-、SO42-、NO3-、PO4-)、重金属以及放射性等元素、有机物（芳香烃及其含氧衍生物、支链/正构烷烃、硅烷衍生物、酮类等）和生物组分组成。通过使用美国动物研究数据库（Tox Ref DB）、体外高通量筛选数据库（Tox Cast DB）和文献检索-生物信息学系统分析明确了PM10中致毒成分与呼吸系统损伤/潜在的关键分子靶点之间的显着相关性;揭示了PM10中致毒成分和预防与治疗PM10致呼吸系统损伤的信号途径及分子靶点:钙离子、丝裂原活化蛋白激酶、磷酸肌醇信号通路为PM10致呼吸系统损伤的主要途径,提示这些通路中的核心蛋白有极大可能性可作为预防与治疗PM10所致损伤的分子靶点。以BCA为研究对象,基于人源支气管正常上皮细胞,构建PM10暴露-BCA保护作用体外细胞模型,通过测定炎症反应、氧化应激等相关生理指标发现,PM10极显着诱发胞内ROS激增,降低胞内CAT水平,引发胞内LDH外流以及脂质过氧化作用现象,极显着上调炎症因子IL-6,IL-8,TNFα基因表达及其释放,促进炎症介质NO的合成及其对应的关键合成酶基因i NOS的转录,而BCA（5、10、20、40μM）和PI3K/AKT靶蛋白抑制剂LY294002（10μM）均可有效干预PM10引起的上述变化,表现出良好的抗炎抗氧化活性。此外,围绕PI3K/AKT信号通路,利用Western Blot和q RT-PCR等分子生物学手段初步揭示了BCA在缓解PM10致急性肺细胞损伤中的调节PI3K/AKT进程作用机制:PM10暴露会极显着影响到胞内生物标记蛋白、PI3K/AKT、DNA碱基修复通路的正常运作,而BCA则可能通过靶向作用于PI3K蛋白在细胞内膜的活化过程,干预XRCC1和PTEN蛋白对PI3K/AKT的调控及PI3K对下游AKT蛋白表达及其磷酸化,进而对下游信号分子产生一定程度的调控以发挥抗损伤功能活性。
程文婷[6]（2020）在《职业人群长期暴露炭黑导致的外周血淋巴细胞基因组不稳定性研究》文中研究表明目的炭黑（Carbon Black,CB）是一种具有重要用途的工业材料,它主要由元素碳组成,其粒径较小,因此在工业生产过程中易被人体吸入并沉积在肺部深处。由于从事CB生产和使用的相关职业人群众多,其风险评估一直是备受关注的公共卫生问题。研究发现,长期CB暴露可引起肺功能下降和多种呼吸系统疾病。CB引起癌症（特别是肺癌）的研究主要集中在动物实验水平,其对人类致癌性的证据不充足,因此CB被国际癌症研究机构（International Agency for Research on Cancer,IARC）归为2B类致癌物。目前,关于CB暴露与癌症发病风险的关联研究,尚无有效的遗传毒性生物标志物评价指标。本文主要利用胞质分裂阻滞微核细胞试验（Cytokinesis-Block Micronucleus Test,CBMNT）作为检测CB暴露对职业人群致癌性的生物标志物,探讨长期暴露CB对职业人群外周血淋巴细胞基因组不稳定性的影响,进一步分析CB暴露的潜在致癌风险,为CB职业暴露提供科学合理的职业防护建议。方法2012年,本课题组选取某CB生产车间的85名炭黑包装工（Carbon Black Packers,CBPs）和106名自来水厂工人（对照人群,non-CBPs）作为研究对象,建立CBPs研究队列。随后,课题组于2018年,随访研究了127名CBPs和105名non-CBPs,其中包括2012年纳入队列的53名CBPs和55名non-CBPs。采用分子流行病学研究,通过CBMNT计数微核（Micronucleus,MN）、核质桥（Nucleoplasmic Bridge,NPB）和核芽（Nuclear Bud,NBUD）的发生率,评估职业人群外周血淋巴细胞基因组不稳定性状态。将定量检测诱导痰中巨噬细胞碳含量（Carbon Content in Airway Macrophages,CCAM）作为评估CB暴露的肺内暴露剂量的生物标志物。利用Luminex多因子定量分析技术检测研究对象血清中的炎症细胞因子。另外,通过建立体外淋巴细胞培养模型,进行肿瘤坏死因子（Tumor Necrosis Factor-α,TNF-α）干预实验（干预剂量为1.44 ng/mL）,并采用CBMNT研究TNF-α干预前后基因组不稳定性的变化,进一步确定炎症细胞因子TNF-α对外周血淋巴细胞基因组不稳定性的影响。最后,通过广义线性模型（Generalize Linear Model,GLM）、泊松回归（Poisson Regression）和中介效应分析（Mediation Effect Analysis）来评估CB暴露与职业人群外周血淋巴细胞基因组不稳定性之间的关联,并深入探讨炎症细胞因子在CB暴露诱导职业人群外周血淋巴细胞基因组不稳定性中的作用。结果2012年研究的85名CBPs和106名non-CBPs的结果发现,CB暴露组的MN率、NPB率、NBUD率和CBMN发生频率（MN率、NPB率和NBUD率之和,又称基因组不稳定指数）均明显高于non-CBPs对照组,其关联强度（Frequency Ratio,FR）范围为1.78-3.09。在2018年研究的127名CBPs和105名non-CBPs的结果也发现,与non-CBPs对照组相比,在职炭黑包装工（Current Carbon Black Packers,CBP-Cs）暴露组的MN率、NBUD率和CBMN发生频率显着增加,其FR范围为1.24-1.59。在CCAM评估肺内暴露碳元素的生物效应剂量中发现,CCAM与CBMN终点指标之间存在线性剂量-反应关系。炎症细胞因子检测结果显示,与non-CBPs对照组相比,CBPs组血清中TNF-α、白细胞介素-1β（Interleukin-1β,IL-1β）和白细胞介素-6（Interleukin-6,IL-6）的含量分别显着增加10.2倍、10.6倍和7.0倍,其次是巨噬细胞炎性蛋白-1β（Macrophage Inflammatory Protein-1β,MIP-1β）和C-反应蛋白（C-reactive Protein,CRP）分别增加3.3倍和2.7倍。中介效应分析结果证明炎症细胞因子TNF-α、IL-6、IL-1β、MIP-1β和CRP是CB暴露与CBMN终点指标之间的中介变量。其中,TNF-α对所有CBMN终点指标均有中介作用。另外,体外干预实验进一步验证了TNF-α在CB暴露诱导职业人群外周血淋巴细胞基因组不稳定性中的作用。结论本研究发现了长期暴露CB可显着增加职业人群外周血淋巴细胞基因组不稳定性,证实了CB暴露职业人群的内暴露剂量和其外周血淋巴细胞的MN率、NBUD率及基因组不稳定指数呈剂量-反应关系,有助于筛选生物标志物用于CB暴露人群的生物检测,同时也为更好的保护CB职业暴露人群提供科学的理论依据。本研究还发现长期CB暴露与1类致癌物DEE暴露诱导职业人群外周血淋巴细胞基因组不稳定性的能力十分相似。综上,本研究为CB可能致癌提供了新的人群流行病学证据,这将有助于IARC重新评估CB的致癌等级。
吴轩[7]（2020）在《基于人支气管上皮细胞和秀丽隐杆线虫对柴油机尾气颗粒的体内外毒性综合评价》文中指出柴油机尾气颗粒（Diesel Exhaust Particles,DEP）对PM2.5有重要贡献,已有研究发现其与暴露人群的肺癌、慢性支气管疾病、心血管疾病等密切相关。由于碳核表面稀松多孔,燃烧尾气及空气中的可溶性有机物、重金属、过渡金属和硫酸盐等物质可吸附在颗粒物内,其中90%的可溶性有机物如多环芳烃等都具有致癌、致畸、致突变性,对人类身体健康危害极大。虽然目前对于DEP健康效应的研究已取得了一定进展,但大多数还停留在DEP单一毒性病理学、毒理学现象的研究,对机制的研究局限于体外细胞实验,难以模拟真实准确的DEP暴露对机体的体内毒性损伤。因此,本研究选用秀丽隐杆线虫和人支气管上皮BEAS-2B细胞分别作为体内、体外研究模型,采用DEP标准参考物质SRM2975作为暴毒物质,进行DEP的体内富集、神经毒性、遗传毒性、氧化应激效应等多方面的体内外毒性综合研究,同时基于Aerolysin纳米孔道单分子传感技术进行了表观遗传学中组蛋白甲基化检测的探究。主要研究结果如下:1.基于秀丽隐杆线虫探究DEP诱导的慢性毒性效应:经过DEP慢性暴露10 d后,可以观察到1 mg·L-1浓度组的DEP明显富集在线虫的咽部和肠道,中低浓度（0.001 mg·L-1、0.01 mg·L-1、0.1 mg·L-1）的DEP未出现明显的体内富集现象。随着浓度的增加线虫的头部摆动频率、体长和体宽均呈先上升后降低的趋势,差异具有统计学意义（P<0.01）。中浓度组（0.1 mg·L-1）线虫体内活性氧（Reactive Oxygen Species,ROS）水平和细胞凋亡水平较对照组均有所降低,而高浓度（1 mg·L-1）的DEP显着提高了线虫体内的ROS水平和细胞凋亡水平（P<0.05）。中高浓度的DEP均能使线虫肠道脂褐素积累升高（P<0.05）,诱导肠道老化。2.采取只暴露亲代F0的暴露方式探究DEP的世代遗传毒性及其传递机制:DEP实验浓度暴露72 h后,亲代F0线虫的头部摆动频率、成虫的体长和体宽随着DEP浓度的增加而减小,表现出显着的浓度依赖效应。F1代的头部摆动频率降低、成虫的体长和体宽减小,呈明显的剂量效应关系,最高浓度组三个指标较空白对照组均显着下降,子代F1的神经缺陷和发育缺陷较亲代更为显着,F2代各指标较对照组变化不大。此结果表明DEP具有世代毒性效应,DEP能通过亲代F0对子代F1产生毒性,但随后在F2代中逐渐恢复。3.利用不同转基因品系线虫探究DEP对特定神经元的损伤情况:DEP暴露后的转基因品系线虫BZ555的荧光强度较对照组明显降低,出现神经元萎缩变形、树突结构断裂、部分缺失以及轮廓模糊的现象,尤其是PDE神经元和CEP神经元,表现出严重丢失和断裂。结果表明DEP会抑制4对多巴胺神经元的表达,诱导线虫多巴胺神经元不同程度的退变损伤,暗示DEP的特异性神经毒性。4.利用不同转基因品系线虫探究DEP对相关蛋白表达的表达:DEP暴露后的转基因品系线虫TJ375的荧光强度显着上升,且具有剂量效应关系,相比之下,对转基因品系线虫CF1553的荧光强度没有明显影响。此结果表明DEP可以诱导线虫hsp-16.2蛋白的过量表达,而对sod-3的表达没有明显影响,暗示DEP可通过诱导秀丽隐杆线虫体内的氧化应激反应,从而产生多重毒性效应。5.基于人支气管上皮细胞（BEAS-2B）探究DEP暴露的细胞毒性效应:经DEP暴露24 h后发现,BEAS-2B细胞能够通过内吞行为摄入DEP,进入细胞的颗粒物围绕核仁有规律的排列;细胞形态发生改变,明显皱缩,且DEP浓度越高,这些现象越明显。随着DEP浓度的增加,BEAS-2B细胞增殖活力逐渐降低,而细胞的乳酸脱氢酶（LDH）释放量逐渐增大,表明细胞膜的损伤加重。同时胞内ROS水平升高,产生氧化应激反应,DNA损伤程度升高,细胞晚期凋亡率升高,具有剂量相关的毒性效应和潜在的遗传毒性。6.基于Aerolysin纳米孔道单分子传感技术进行表观遗传学中组蛋白甲基化检测的探究,研究发现单甲基化精氨酸和未甲基化精氨酸肽链可以通过Aerolysin生物纳米孔道技术快速灵敏地被识别。综上所述,本研究通过体内外实验研究揭示了 DEP具有在生物组织体内富集的特点,具有剂量相关的发育毒性、神经毒性效应和潜在的遗传毒性等多重生物毒性,并基于Aerolysin生物纳米孔道技术实现了单甲基化精氨酸和未甲基化精氨酸肽链的快速灵敏识别。该结果为DEP的毒性综合评估提供更完整全面的科学依据,为生化分析、临床诊断及表观遗传学的研究提供了新的思路。
刘雪梅[8]（2020）在《城市大气颗粒物暴露诱导的小鼠免疫调控和抗氧化防御响应》文中提出随着大气颗粒物污染问题日益严重,城市大气颗粒物所带来的人体健康问题越来越受到政府、公众和学者的广泛关注。现有研究表明,大气颗粒物诱导的负面健康效应大部分与炎症反应和氧化应激介导的免疫防御系统失调密切相关。近年来,我国大气颗粒物治理取得了显着的成效,大气颗粒物浓度显着下降,但与WHO指导值（2005年《世卫组织空气质量准则》）仍存在较大差距,每年秋冬季节灰霾天气频发问题尚未得到根本解决。深入研究大气颗粒物暴露与机体免疫防御系统的互作机制,将有助于客观评估当前大气颗粒物污染的危害,也可为开展防控工作和制定相应政策提供参考。本论文以C57BL/6雄性小鼠为受试动物,采用直接呼吸暴露于不同浓度颗粒物及过滤空气的研究方法考察了机体免疫防御系统在不同大气颗粒物暴露模型中的响应模式。首先,开展为期12周的大气颗粒物持续暴露实验,考察小鼠免疫防御系统对于大气颗粒物暴露的阶段性响应,并识别敏感靶器官。受试小鼠被随机分成两组,分别暴露于环境空气和过滤空气中。在暴露实验进行至4、8和12周时,采集小鼠肺、心、肝和海马组织生物样本,并对样本中的炎性细胞因子（促炎因子:TNFα、IL-1和IL-6;抗炎因子:IL-10和IL-1RA）、氧化还原生物标志物（氧化标志物:ROS和NO;抗氧化酶:Sod、Cat和GPx）以及组织形态学（苏木精-伊红染色分析和透射电镜）三类指标进行了分析检测。然后,为了进一步揭示不同的免疫防御响应模式之间转化的驱动因素及其作用机制,构建了大气颗粒物组合暴露模型。在组合暴露模型的预暴露阶段,受试小鼠被随机分配到全空气组、低浓度颗粒物组(PM2.5≤75μg/m3)和过滤空气组中,持续暴露38天。预暴露结束后,所有小鼠同步经历3天的灰霾暴露以及7天的过滤空气暴露。在灰霾暴露前后以及脱离灰霾暴露后的第1天、第3天和第7天采集小鼠肺组织,从基因表达、蛋白含量、信号通路、组织形态等层面对免疫调控和抗氧化防御动态响应能力进行评估。本论文主要结果如下:（1）持续的大气颗粒物暴露扰动了多个器官的促炎/抗炎内稳态平衡,作用效果随暴露时间和靶器官的不同而异。与清洁空气对照相比,随着大气颗粒物暴露时间的延长,小鼠肺、心、肝和海马中促炎因子（TNFα、IL-1β和IL-6）的表达水平均逐步提高。暴露至第8周时,环境空气组各个器官中抗炎因子IL-10的表达水平也显着上调,提示机体启动了抗炎代偿调控机制,而第12周时肺和海马中IL-10表达的下调则表明这两个组织中出现了促炎/抗炎的内稳态失衡。（2）持续的大气颗粒物暴露扰动了多个器官的抗氧化防御内稳态平衡,其作用效果也随暴露时间和靶器官的不同而异。与清洁空气对照相比,在暴露初期,小鼠肺、心和肝中氧化产物（ROS和NO）水平和抗氧化酶（Sod、Cat和GPx）活性被同步诱导升高,表明机体启动了抗氧化防御机制;暴露12周时,肺的Sod和GPx活性均被显着抑制,而心和肝中的Sod活性始终保持在较高水平。（3）持续暴露于环境空气中的小鼠,其肺和海马组织中检测出多种疑似外来颗粒物,包括单一或聚集的颗粒物碳,多边形的硅铝酸盐矿物以及疑似高温燃烧产生的金属微珠。同组小鼠的心和肝脏以及过滤空气对照组小鼠各个器官中均没有发现类似颗粒物。推测肺和海马的免疫防御系统失衡以及不可逆的组织损伤可能与大气颗粒物可通过各种途径直达这两个器官有关。（4）大气颗粒物组合暴露模型中,全空气组小鼠的肺组织对灰霾暴露的免疫调控响应能力显着下降。具体表现为:参与应答的炎性细胞因子种类少,且上调幅度小;脱离灰霾暴露环境后,上调的炎性细胞因子平复缓慢;与炎症消退或炎症终止相关的多个基因未见显着变化。（5）大气颗粒物组合暴露模型中,全空气组小鼠肺组织对灰霾暴露的抗氧化防御响应能力显着降低。初级抗氧化系统中,仅个别抗氧化酶表达水平和活性小幅升高;二级抗氧化防御系统中,大部分与受损蛋白清除相关的基因未显着上调,蛋白酶体活性显着降低。（6）大气颗粒物组合暴露模型中,低浓度颗粒物组小鼠的肺组织在灰霾暴露过程中充分调动了各种免疫调控基因,并激活了抗氧化防御响应,且各项指标在脱离灰霾环境后迅速消退。相比之下,过滤空气组小鼠肺组织的免疫防御系统各项指标对于灰霾暴露响应强烈,但调控节奏紊乱,呈现出一种“恐慌式”免疫防御响应模式。由以上研究结果可知,在大气颗粒物暴露的初始阶段,机体的免疫防御系统能够在一定程度上启动代偿性保护机制,以维持机体内环境的稳定。然而,这种积极调控可随着暴露时间的延长逐步削弱,最终导致免疫防御系统内稳态失衡,组织受损。高浓度大气颗粒物反复暴露是大气颗粒物免疫防御系统毒性效应的关键环境因素。经历了高浓度大气颗粒物反复暴露的小鼠肺组织对灰霾的免疫应答和抗氧化防御响应能力下降。低水平的免疫防御响应虽然暂时保护了机体免受过度炎症反应的损害,但也导致机体对细颗粒物等异物性抗原清除不完全以及氧化损伤累积,从而引发免疫防御系统的进行性损伤。综上所述,本文结果表明高浓度大气颗粒物反复暴露导致的免疫防御响应能力不足是免疫防御系统由代偿性响应向内稳态失衡转变的重要作用机制。
徐庆华[9]（2020）在《妇女早孕期有机磷农药暴露与胎儿发育的相关性研究》文中提出[目 的]调查妇女早孕期尿中有机磷农药代谢产物水平与自然流产和胚胎染色体畸变的相关性,探讨早孕期有机磷农药暴露对胎儿发育的影响,为预防有机磷农药对胎儿发育和出生缺陷的影响提供科学的依据。第一部分妇女早孕期有机磷农药暴露与自然流产的相关性研究[方法]本研究采用1:2配对设计的病例对照研究,从本地一家综合性三甲医院选择经临床确诊的早孕期自然流产227名孕妇作为病例组,按照孕妇年龄（±2岁）进行配对,以同期在本医院进行产检的454名早孕期孕妇作为对照组。采用尿中有机磷农药代谢产物分析和自我报告的杀虫剂使用情况相结合的方法评估孕妇有机磷农药的暴露情况,同时调查了与自然流产相关的其他潜在因素。采用超高效液相色谱-串联质谱法检测孕妇血中同型半胱氨酸和尿中有机磷农药非特异性代谢产物二烷基磷酸酯（DAP）,包括:磷酸二甲酯（DMP）、磷酸二乙酯（DEP）、二甲基硫代磷酸酯（DMTP）、二甲基二硫代磷酸酯（DMDTP）、和二乙基二硫代磷酸酯（DEDTP）。采用碱性苦味酸法（Jaffe法）检测尿中肌酐浓度。用尿中肌酐浓度校正有机磷农药代谢产物浓度,并将肌酐校正后的有机磷农药代谢产物浓度进行log转换,用于统计分析。使用SPSS统计软件进行数据分析,采用条件Logistic回归模型分析孕妇尿中有机磷代谢产物水平与自然流产的相关性。[结 果]两组孕妇平均年龄比较,病例组30.65±4.59岁,对照组30.44±4.49,P=0.573,差异无统计学意义。绝大多数孕妇（病例组98.7%,对照组99.1%）尿中检出一种或多种有机磷农药代谢产物。单因素分析结果显示,病例组孕妇尿中DMP、DEP、DMTP、DMDTP、DEDTP的检出率分别为 97.4%、62.6%、70.5%、14.5%、76.2%,对照组这5种代谢产物的检出率分别为97.8%、67.8%、46.7%、13.5%、60.7%。两组比较,病例组尿中DMTP和DEDTP的检出率高于对照组,P<0.05。病例组尿中 DMP、DEP、DMTP、DMDTP、DEDTP、和总 DAP 中位数水平分别为0.54、0.08、0.93、0.03、0.90、3.24（ng/mg）,对照组这5种代谢产物以及总 DAP 浓度中位数分别为 0.71、0.07、0.72、0.04、0.66、2.76（ng/mg）。两组比较,病例组DMTP、DEDTP和总DAP平均水平高于对照组,但DMP平均浓度低于对照组,P＜0.05。此外,病例组孕妇和/或其丈夫接触其他环境因素的比率高于对照组,比如驱蚊剂、杀虫剂、油漆、噪音、射线、增塑剂、以及多环芳烃（PAHs）;病例组孕妇多次妊娠、人工流产史、不良生育史的比率高于对照组;但是病例组孕妇服用叶酸、多种营养素和钙剂比率低于对照组;病例组孕妇的血清同型半胱氨酸水平高于对照组;P＜0.05,差异有统计学意义。条件Logistic回归分析结果显示,在控制了相关因素后,孕妇尿中检出DMTP增加自然流产的风险（OR=2.62,95%CI 1.40～4.91）;尿中DMTP水平升高和DMP水平降低与自然流产相关;暴露于高浓度的DMTP（75%百分位以上）显着增加自然流产风险（OR=2.72,95%CI 1.31～5.66）;然而,暴露于高水平的DMP（75%百分位以上）降低自然流产风险（OR=0.46,95%CI 0.23-0.93）。第二部分妇女早孕期有机磷农药暴露与胚胎染色体畸变的相关性研究[方 法]采用1:4配对设计的病例对照研究,收集早孕期自然流产组织160例,采用核型BoBs技术和荧光原位杂交技术相结合的方法分析流产胚胎染色体核型,将检出染色体畸变者（100例）作为病例组,并对其父母进行外周血染色体验证,发现其中一例为父母染色体平衡易位导致的胚胎染色体畸变,被剔除。另有9例失访（未进行父母外周血验证）,2例没有尿样,被排除。最后纳入分析的病例为88人。以同期在本医院进行产检的352名早孕期孕妇作为对照组,按照孕妇年龄（±2岁）进行配对。采用条件Logistic回归模型分析早孕期尿中有机磷代谢产物水平与胚胎染色体畸变的相关性。[结 果]两组孕妇年龄比较,差异无统计学意义,病例组31.49±4.96岁,对照组31.13±4.52岁,P=0.519。单因素分析结果显示,病例组孕妇尿中DMTP和DEDTP检出率明显高于对照组,且DMTP、DEDTP和总DAP水平显着高于对照组P＜0.05。此外,病例组孕妇和/或其丈夫接触驱蚊剂、杀虫剂的比率高于对照组;并且,病例组孕妇多次妊娠和不良生育史的比率高于对照组,但是服用叶酸的比率低于对照组;病例组孕妇血清同型半胱氨酸水平显着高于对照组,P＜0.05。条件Logistic回归分析结果显示,在校正了相关因素后,孕妇尿中检出DMTP增加胚胎染色体畸变的风险（OR=4.07,95%CI 1.53～10.83）;尿中DMTP水平与胚胎染色体畸变的风险呈正相关（OR=6.91,95%CI 1.19～39.96）。第三部分妇女早孕期有机磷农药暴露对胎儿出生结局的影响[方 法]以早孕期正常产检孕妇作为研究对象,建立出生队列,并追踪至本次妊娠结束。从病历中获取胎儿的出生结局（包括出生体重、出生身长、胎龄、死产/死胎）和孕妇的妊娠相关疾病。先天性畸形或染色体畸变是由医院的专业人员诊断。采用多重线性回归分析孕妇尿中有机磷农药代谢产物水平与胎儿出生结局的相关性,采用多重logistic回归模型分析早孕期有机磷农药暴露对胎儿不良出生结局（包括早产、低出生体重和小于胎龄儿）的影响。[结 果]追踪调查胎儿出生结局447例,其中活产433例、死产/胎死4例、自然流产2例、先天性畸形4例、染色体畸变4例。活产儿的平均出生体重为3216.24±424.67克,平均出生身长为50.00±1.95厘米,平均胎龄为38.87±1.49周。其中,早产28例（6.5%）;低出生体重17例（3.9%）;小于胎龄儿33例（7.6%）。有机磷农药暴露相关因素分析显示,接触杀虫剂、常吃西瓜、多次妊娠或者有不良妊娠史的孕妇尿中某些有机磷农药代谢产物水平偏高,而每天做饭、用苏打水/热水清洗果蔬、常吃苹果的孕妇尿中有机磷代谢产物水平偏低,P＜0.05。胎儿出生结局相关因素分析显示,发生胎儿早产、LBW和SGA的孕妇,其尿中DMTP或DEP水平偏低;孕妇血中同型半胱氨酸水平与胎儿出生时的胎龄呈正相关。多重线性回归分析结果显示,孕妇尿中DMTP水平与婴儿出生体重呈正相关,校正β系数为184.3（95%CI 28.2～340.4）。多重logistic回归分析结果显示,孕妇尿中DEDTP水平升高增加胎儿发生LBW的风险,校正OR值为4.7（95%CI 1.3～17.3）;然而,DMTP水平升高降低胎儿LBW和早产的风险,校正OR值分别为0.02（95%CI 0.001-0.2）和0.06（95%CI0.01～0.5）。此外,孕妇高龄、多次妊娠、不良生育史、胎膜早破、妊娠期高血压疾病、怀孕前后接触多环芳烃、驱蚊剂、油漆、噪音,增加胎儿不良出生结局的发生风险。[结 论]孕妇普遍暴露于低水平的有机磷农药,妇女早孕期有机磷农药暴露可增加胚胎染色体畸变和自然流产的风险。产前暴露于不同种类的有机磷农药对胎儿发育的影响不同,早孕期暴露于甲拌磷、特丁磷等可以转化成DEDTP的某些高毒性的有机磷农药增加胎儿宫内生长受限的风险。此外,早孕期BMI、补充多种营养素、以及血清同型半胱氨酸水平与胎儿出生体重、身长、或胎龄呈正相关。孕妇年龄、多次妊娠、不良生育史、妊娠相关疾病、环境因素接触（驱蚊剂、多环芳烃、油漆、噪音）与胎儿出生体重、身长、或胎龄呈负相关。
张森[10]（2020）在《甲醛和丙烯醛对人肺细胞的联合毒性效应研究》文中研究表明醛类物质是与呼吸系统疾病密切相关的常见空气污染物,并且在卷烟烟气、烹饪油烟及汽车尾气等特定环境中大量共存。但目前关于醛类混合物的联合毒性效应及机制尚不明确。为了解这些与呼吸系统疾病密切相关的醛类污染物在共存时可能具有的联合毒性效应,以甲醛和丙烯醛分别作为常见饱和与不饱和脂肪醛的代表,基于人支气管上皮BEAS-2B细胞和人肺腺癌A549细胞模型,从细胞毒性及遗传毒性两个方面对甲醛和丙烯醛联合暴露后的毒性效应进行评价,并进一步探讨了相关机制。以期为揭示与呼吸系统疾病密切相关的醛类污染物在环境中共存时可能具有的潜在风险评估和危害防治研究提供科学依据。主要研究内容和结果如下:1.联合细胞毒性效应:采用细胞计数试剂-8（CCK-8）、平板克隆形成实验和细胞凋亡实验,按均匀设计方式对甲醛和丙烯醛从未观测到效应浓度（NOECs）到亚细胞毒性浓度（≤IC20）范围内的浓度按均一设计方式进行暴露组合,染毒1-24 h后对甲醛和丙烯醛单独及联合暴露后的细胞毒性效应进行检测,并进一步利用两因素方差分析和相互作用系数（IF）法对甲醛和丙烯醛的联合作用类型进行评价。结果表明甲醛和丙烯醛单独及联合暴露均能以剂量/时间-依赖方式诱导细胞毒性和细胞死亡,且它们的联合作用方式主要表现为协同作用。以细胞凋亡为终点,采用流式分析、免疫荧光及蛋白质印迹等方法,从氧化应激和DNA损伤相关凋亡通路进一步探讨了甲醛和丙烯醛协同致细胞死亡的机制。研究表明:（1）甲醛可以通过加强丙烯醛诱导的肿瘤坏死因子相关的凋亡诱导因子配体（TRAIL）死亡受体和线粒体途径而诱导细胞凋亡;（2）甲醛和丙烯醛可以协同诱导活性氧（ROS）、脂质过氧化、细胞内Ca2+水平、线粒体膜电势改变以及核因子E2相关因子2（Nrf2）信号通路而导致细胞内的氧化还原稳态失衡;（3）甲醛和丙烯醛混合物可以诱导脱氧核糖核酸（DNA）链损伤,但对p53及蛋白激酶B（AKT）信号通路具有抑制作用;（4）氧化应激抑制剂可以抑制ROS产生和DNA损伤并能封闭TRAIL死亡受体和线粒体凋亡途径,但是对p53和AKT通路失活没有营救作用。因此,甲醛和丙烯醛混合物主要通过ROS介导的死亡受体和线粒凋亡途径以及p53和AKT通路的失活而协同诱导了细胞凋亡。2.联合遗传毒性效应用与联合细胞毒性研究中相同的染毒方式、浓度、时间、浓度组合和联合作用评价方法,进一步采用γH2AX实验、单细胞凝胶电泳实验、微核实验和次黄嘌呤-鸟嘌呤磷酸核糖转移酶（HPRT）基因突变实验,从DNA链水平（单双链断裂、）染色体水平（单核微核（MMN）和胞质阻滞微核（CBMN））和基因水平上对甲醛和丙烯醛单独及联合诱导的遗传毒性进行了评价,并进一步分析了它们诱导联合遗传毒性的作用方式。结果表明单个醛及醛混合物对DNA单双链的断裂及MMN形成的诱导主要具有“S”型或者线性的剂量/时间-效应关系,而对CBMN和HPRT基因突变的诱导主要具有倒“U”型的剂量/时间-效应关系。甲醛和丙烯醛联合暴露对DNA单双链断裂和MMN形成的诱导主要表现为协同作用,而对CBMN形成与HPRT基因突变的诱导主要表现为拮抗作用。基于甲醛和丙烯醛的联合遗传毒性效应,采用流式分析、PCR array及免疫印迹等实验,从间接损伤机制（氧化应激）、直接损伤机制（DNA-蛋白质交联（DPC））、细胞周期调控、DNA损伤修复通路等方面对甲醛和丙烯醛联合诱导的遗传毒性机制进行了探讨。研究表明:（1）甲醛主要通过直接机制（DPC）诱导DNA损伤,而丙烯醛主要通过间接机制（氧化应激）诱导DNA损伤;（2）甲醛和丙烯醛协同诱导的DNA损伤虽然包含了甲醛通过DPC主导的DNA损伤,但是总的DNA损伤主要由丙烯醛主导的氧化性DNA损伤负责;（3）甲醛可以加强丙烯醛诱导的细胞应激、细胞周期调控和DNA损伤相关凋亡基因的上调,以及DNA损伤修复相关基因和蛋白的下调,从而使甲醛和丙烯醛协同诱导的DNA链断裂和MMN形成增多,并进而在DNA修复失活及细胞分裂抑制作用下导致甲醛和丙烯醛对CBMN形成和HPRT基因突变诱导表现为拮抗效应。总之,甲醛促进了丙烯醛诱导的氧化应激,该氧化应激效应主导了甲醛和丙烯醛混合物对DNA链断裂和MMN形成的协同作用。同时,因为甲醛和丙烯醛混合物对DNA修复的失活作用而增强了甲醛和丙烯醛协同性诱导的DNA链断裂和染色体损伤,从而导致了协同性的细胞毒性和死亡（可同时通过协同诱导的死亡受体和线粒体凋亡途径进入程序性死亡）,并进而诱导了拮抗性的CBMN和HPRT基因突变。
二、汽车尾气诱导小鼠体内氧化损伤与遗传毒性的研究（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、汽车尾气诱导小鼠体内氧化损伤与遗传毒性的研究（论文提纲范文）
（1）大气PM2.5及其它污染因子致肺损伤分子机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 综述 |
| 1.1 PM_(2.5)污染现状及危害 |
| 1.1.1 PM_(2.5)污染现状 |
| 1.1.2 PM_(2.5)污染的危害 |
| 1.2 NPAHS污染现状及危害 |
| 1.2.1 NPAHs污染现状 |
| 1.2.2 NPAHs污染的危害 |
| 1.3 SO_2污染现状及危害 |
| 1.3.1 SO_2污染现状 |
| 1.3.2 SO_2污染的危害 |
| 1.4 内毒素污染现状及危害 |
| 1.4.1 内毒素污染现状 |
| 1.4.2 内毒素污染的危害 |
| 1.5 污染物联合暴露毒性研究 |
| 1.6 肺部疾病主要机制 |
| 1.6.1 炎症机制 |
| 1.6.2 氧化应激 |
| 1.6.3 DNA损伤 |
| 1.6.4 表观遗传学机制 |
| 1.6.5 铁死亡与肺部疾病 |
| 1.7 本课题的提出及研究内容和意义 |
| 1.7.1 研究内容及意义 |
| 1.7.2 创新点 |
| 第二章 气道滴注PM_(2.5)、1-NP和9-NA致大鼠肺DNA损伤的分子机制研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 材料、试剂与仪器 |
| 2.2.2 PM_(2.5)样品采集 |
| 2.2.3 PM_(2.5)成分分析 |
| 2.2.4 PM_(2.5)混悬液、1-NP和9-NA溶液制备 |
| 2.2.5 动物处理方法 |
| 2.2.6 彗星实验分析 |
| 2.2.7 检测DNA与蛋白质交联率 |
| 2.2.8 实时定量PCR(RT-PCR)分析 |
| 2.2.9 蛋白免疫印迹(WB)分析 |
| 2.2.10 酶联免疫吸附分析(ELISA) |
| 2.2.11 数据统计分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 PM_(2.5)、1-NP和9-NA暴露引起大鼠肺DNA损伤 |
| 2.3.2 PM_(2.5)、1-NP和9-NA暴露对大鼠肺组织DNA损伤修复基因表达的影响 |
| 2.3.3 PM_(2.5)、1-NP和9-NA暴露引起大鼠肺氧化应激 |
| 2.3.4 PM_(2.5)、1-NP和9-NA暴露对大鼠肺组织代谢酶活性的影响 |
| 2.3.5 比较PM_(2.5)与中浓度 1-NP、PM_(2.5)与中浓度 9-NA对大鼠肺DNA损伤效应 |
| 2.4 讨论与小结 |
| 第三章 真实环境大气PM_(2.5)暴露致大鼠肺DNA损伤的分子机制研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 材料、试剂与仪器 |
| 3.2.2 真实环境大气PM_(2.5)暴露系统 |
| 3.2.3 PM_(2.5)样品采集 |
| 3.2.4 PM_(2.5)成分分析 |
| 3.2.5 动物处理方法 |
| 3.2.6 HE分析 |
| 3.2.7 RT-PCR分析 |
| 3.2.8 WB分析 |
| 3.2.9 ELISA分析 |
| 3.2.10 亚硫酸氢盐测序(BSP)分析 |
| 3.2.11 数据统计分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 真实环境大气PM_(2.5)暴露对大鼠体重和肺体比的影响 |
| 3.3.2 真实环境大气PM_(2.5)暴露引起大鼠肺组织病理损伤 |
| 3.3.3 真实环境大气PM_(2.5)暴露引起大鼠肺DNA损伤 |
| 3.3.4 真实环境大气PM_(2.5)暴露引起大鼠肺氧化应激 |
| 3.3.5 真实环境大气PM_(2.5)暴露引起大鼠肺组织OGG1和MTH1 启动子区DNA甲基化水平变化 |
| 3.3.6 真实环境大气PM_(2.5)暴露对肺组织DNA损伤修复基因表达的影响 |
| 3.3.7 真实环境大气PM_(2.5)暴露对肺组织癌基因和抑癌基因表达的影响 |
| 3.4 讨论与小结 |
| 第四章 PM_(2.5)和SO_2复合暴露致大鼠肺炎症损伤的分子机制研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 材料、试剂与仪器 |
| 4.2.2 PM_(2.5)样品采集 |
| 4.2.3 PM_(2.5)成分分析 |
| 4.2.4 动物处理方法 |
| 4.2.5 炎性细胞计数 |
| 4.2.6 HE分析 |
| 4.2.7 透射电子显微镜观察 |
| 4.2.8 RT-PCR分析 |
| 4.2.9 WB分析 |
| 4.2.10 ELISA分析 |
| 4.2.11 数据统计分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 PM_(2.5)和SO_2复合暴露引起大鼠肺组织病理损伤 |
| 4.3.2 PM_(2.5)和SO_2复合暴露引起大鼠肺组织超微结构改变 |
| 4.3.3 PM_(2.5)和SO_2复合暴露对大鼠肺泡灌洗液中炎性细胞数目的影响 |
| 4.3.4 PM_(2.5)和SO_2复合暴露影响大鼠肺组织炎性指标水平变化 |
| 4.3.5 PM_(2.5)和SO_2复合暴露对大鼠肺组织NO/i NOS的影响 |
| 4.3.6 PM_(2.5)和SO_2复合暴露对大鼠肺组织TLR4/p38/NF-κB通路相关因子表达的影响 |
| 4.4 讨论与小结 |
| 第五章 PM_(2.5)和LPS复合暴露对小鼠肺组织铁死亡和纤维化相关因子表达的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 材料、试剂与仪器 |
| 5.2.2 PM_(2.5)样品采集 |
| 5.2.3 PM_(2.5)成分分析 |
| 5.2.4 动物分组及染毒 |
| 5.2.5 HE分析 |
| 5.2.6 WB分析 |
| 5.2.7 ELISA分析 |
| 5.2.8 Masson染色分析 |
| 5.2.9 数据统计分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 真实环境大气PM_(2.5)和LPS复合暴露引起小鼠体重和肺脏器系数变化 |
| 5.3.2 真实环境大气PM_(2.5)和LPS复合暴露引起小鼠肺组织病理损伤 |
| 5.3.3 真实环境大气PM_(2.5)和LPS复合暴露对小鼠肺组织氧化应激指标的影响 |
| 5.3.4 真实环境大气PM_(2.5)和LPS复合暴露对小鼠肺组织铁死亡指标的影响 |
| 5.3.5 真实环境大气PM_(2.5)和LPS复合暴露对小鼠组织肺纤维化的影响 |
| 5.4 讨论与小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 个人简况及联系方式 |
（2）金丝桃苷对PM2.5诱导的气道损伤及COPD急性加重的保护作用和机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 英文缩写词表 |
| 引言 |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 大气污染的现状及健康危害 |
| 1.1.1 大气污染的现状 |
| 1.1.2 大气污染对健康的危害 |
| 1.1.3 PM2.5对呼吸系统疾病的影响 |
| 1.1.4 PM2.5对慢性阻塞性肺疾病的影响 |
| 1.1.5 PM2.5对支气管哮喘的影响 |
| 1.1.6 PM2.5对肺纤维化的影响 |
| 1.1.7 PM2.5对肺癌的影响 |
| 1.2 PM2.5致呼吸系统损伤的机制 |
| 1.2.1 氧化应激 |
| 1.2.2 炎症机制 |
| 1.2.3 表观遗传机制 |
| 1.2.4 细胞自噬 |
| 1.2.5 细胞凋亡 |
| 1.3 金丝桃苷的药理学研究进展 |
| 1.3.1 金丝桃苷的化学结构及理化性质 |
| 1.4 金丝桃苷现代药理学研究概况 |
| 1.4.1 抗炎作用 |
| 1.4.2 抗氧化作用 |
| 1.4.3 抗肿瘤作用 |
| 1.4.4 肾脏保护作用 |
| 1.4.5 调节自噬相关的保护作用 |
| 第2章 PM2.5可以过度激活自噬诱导BEAS-2B细胞凋亡及金丝桃苷通过调节自噬对PM2.5诱导BEAS-2B细胞损伤发挥保护作用 |
| 2.1 材料 |
| 2.1.1 实验细胞 |
| 2.1.2 仪器 |
| 2.1.3 药品和试剂 |
| 2.1.4 实验试剂的配制 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 细胞培养 |
| 2.2.2 制备水溶性PM和有机可萃取PM |
| 2.2.3 CCK8 法测定细胞存活率 |
| 2.2.4 Annexin-V/PI法检测细胞凋亡 |
| 2.2.5 Hoechst/PI染色 |
| 2.2.6 免疫荧光 |
| 2.2.7 Western blotting法检测目的蛋白的表达 |
| 2.2.8 图像和数据统计分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 O-PMs对Beas-2b细胞具有更强的毒性作用 |
| 2.3.2 O-PMs可以过度激活自噬 |
| 2.3.3 O-PMs可以引起促凋亡蛋白的激活 |
| 2.3.4 O-PMs可以引起AMPK/mTOR通路的激活 |
| 2.3.5 Hyp明显改善O-PMs诱导的Beas-2b细胞毒性和形态改变 |
| 2.3.6 Hyp显着抑制O-PMs诱导的Beas-2b细胞凋亡 |
| 2.3.7 Hyp抑制了O-PMs诱导的Beas-2b细胞凋亡通路相关蛋白的表达 |
| 2.3.8 Hyp抑制O-PMs诱导的Beas-2b细胞中自噬小体的形成 |
| 2.3.9 Hyp抑制了O-PMs诱导的Beas-2b细胞中自噬相关蛋白表达和AMPK/mTOR通路的激活 |
| 2.3.10 自噬抑制剂(3-MA)和Hyp减少O-PMs诱导的细胞凋亡(Hoechst 33342/PI染色) |
| 2.3.11 自噬抑制剂(3-MA)和Hyp抑制O-PMs诱导的LC3Ⅱ表达 |
| 2.3.12 3-MA增强Hyp对O-PMs诱导的自噬相关蛋白表达的抑制作用 |
| 2.3.13 3-MA增强Hyp对O-PMs诱导的凋亡相关蛋白表达的抑制作用 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 金丝桃苷通过AMPK/MTOR调控自噬减少BEAS-2B细胞凋亡 |
| 3.1 材料 |
| 3.1.1 实验细胞 |
| 3.1.2 仪器 |
| 3.1.3 药品和试剂 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 细胞培养 |
| 3.2.2 Western blotting法检测目的蛋白的表达 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 CC增强金丝桃苷对AMPK/mTOR通路的调控作用 |
| 3.3.2 CC增强金丝桃苷对自噬相关蛋白的抑制作用 |
| 3.3.3 CC增强金丝桃苷对凋亡相关蛋白的抑制作用 |
| 3.3.4 AICAR减弱金丝桃苷对AMPK/mTOR通路的调控作用 |
| 3.3.5 AICAR减弱金丝桃苷对自噬相关蛋白的抑制作用 |
| 3.3.6 AICAR减弱金丝桃苷对凋亡相关蛋白的抑制作用 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 金丝桃苷对PM2.5诱导小鼠气道损伤的保护作用及其机制研究 |
| 4.1 材料 |
| 4.1.1 实验用仪器 |
| 4.1.2 药品和试剂 |
| 4.1.3 实验试剂的配制 |
| 4.2 方法 |
| 4.2.1 实验动物 |
| 4.2.2 PM2.5诱导小鼠肺损伤模型的建立 |
| 4.2.3 支气管肺泡灌洗液(BALF)的收集 |
| 4.2.4 肺组织病理学检查和评分 |
| 4.2.5 支气管肺泡灌洗液中细胞计数的测定 |
| 4.2.6 支气管肺泡灌洗液中细胞因子的测定 |
| 4.2.7 Western Blot检测肺组织蛋白水平 |
| 4.2.8 数据统计与分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 Hyp显着抑制PMs诱导小鼠肺损伤中的炎症反应 |
| 4.3.2 Hyp显着抑制PMs诱导小鼠肺损伤的肺组织病理损伤 |
| 4.3.3 Hyp在小鼠肺组织中可以调控AMPK/mTOR通路 |
| 4.3.4 Hyp抑制PMs诱导小鼠肺组织中自噬相关蛋白表达 |
| 4.3.5 Hyp抑制PMs诱导小鼠肺组织中凋亡相关蛋白表达 |
| 4.3.6 Hyp通过AMPK抑制PMs诱导小鼠肺损伤的炎症反应 |
| 4.3.7 Hyp通过AMPK抑制PMs诱导小鼠肺组织病理损伤 |
| 4.3.8 PMs诱导小鼠肺损伤中Hyp通过AMPK/mTOR调控LC3表达 |
| 4.3.9 Hyp可以通过AMPK抑制PMs诱导小鼠肺损伤中LC3和caspase-3水平 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 金丝桃苷对PM2.5诱导COPD肺损伤加重的保护作用及其机制研究 |
| 5.1 材料 |
| 5.1.1 实验用仪器 |
| 5.1.2 药品和试剂 |
| 5.1.3 实验试剂的配制 |
| 5.2 方法 |
| 5.2.1 实验动物 |
| 5.2.2 COPD小鼠模型的建立 |
| 5.2.3 支气管肺泡灌洗液(BALF)的收集 |
| 5.2.4 肺组织病理学检查和评分 |
| 5.2.5 支气管肺泡灌洗液中细胞计数的测定 |
| 5.2.6 支气管肺泡灌洗液中细胞因子的测定 |
| 5.2.7 Western Blot检测肺组织蛋白水平 |
| 5.2.8 数据统计与分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 金丝桃苷显着抑制PM2.5诱导COPD模型肺损伤炎症反应加重 |
| 5.3.2 金丝桃苷显着缓解PM2.5诱导COPD模型肺损伤加重的肺组织病理学损伤 |
| 5.3.3 金丝桃苷显着抑制PM2.5诱导COPD模型肺损伤加重的气道粘液分泌增多 |
| 5.3.4 金丝桃苷显着抑制PM2.5诱导COPD肺损伤加重模型中NF-κB通路激活 |
| 5.3.5 金丝桃苷显着抑制PM2.5诱导COPD肺损伤加重模型中NLRP3 炎症小体激活 |
| 5.3.6 金丝桃苷显着抑制PM2.5诱导COPD肺损伤加剧模型中PM2.5诱导的自噬蛋白表达 |
| 5.3.7 金丝桃苷显着抑制PM2.5诱导COPD模型肺损伤加重中凋亡蛋白表达 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（3）蛆症异蚤蝇Megaselia scalaris对重金属镉的毒性反应和解毒机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 城市重金属镉污染的概况 |
| 1.1.1 镉的物理化学性质 |
| 1.1.2 城市环境中镉的来源 |
| 1.1.3 城市环境中镉的分布 |
| 1.1.4 镉的危害 |
| 1.2 镉对昆虫的毒性效应 |
| 1.2.1 镉对昆虫生长发育的毒性效应 |
| 1.2.2 镉对昆虫细胞的毒性效应 |
| 1.2.3 镉对昆虫抗氧化酶系的毒性效应 |
| 1.3 镉与DNA损伤 |
| 1.3.1 DNA链断裂 |
| 1.3.2 DNA交联 |
| 1.4 监测技术研究进展 |
| 1.4.1 理化监测 |
| 1.4.2 生物监测 |
| 1.4.3 单细胞凝胶电泳实验在生物监测中的应用 |
| 1.5 本研究选题依据及意义 |
| 1.6 研究目标 |
| 1.7 研究内容 |
| 1.8 技术路线 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验试剂 |
| 2.2 仪器设备 |
| 2.3 蚤蝇来源与饲养传代 |
| 2.3.1 蚤蝇来源 |
| 2.3.2 重金属镉浓度选择 |
| 2.3.3 人工饲料配制 |
| 2.3.4 饲养方法 |
| 2.3.5 传代方法 |
| 2.4 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇生长发育的影响 |
| 2.4.1 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇亲代生长发育的影响 |
| 2.4.2 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇子代生长发育的影响 |
| 2.4.3 数据分析 |
| 2.5 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇抗氧化酶活性的影响 |
| 2.5.1 试验蚤蝇的选取 |
| 2.5.2 酶液提取 |
| 2.5.3 总蛋白含量测定 |
| 2.5.4 MDA含量测定 |
| 2.5.5 SOD酶活力测定 |
| 2.5.6 CAT酶活力测定 |
| 2.5.7 GSH-PX酶活力测定 |
| 2.5.8 数据分析 |
| 2.6 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇DNA的影响 |
| 2.6.1 试验蚤蝇选取 |
| 2.6.2 试验试剂配制 |
| 2.6.3 蚤蝇细胞悬浮液制备 |
| 2.6.4 单细胞凝胶电泳胶板的制备 |
| 2.6.5 蚤蝇细胞的裂解 |
| 2.6.6 蚤蝇细胞DNA的解旋 |
| 2.6.7 电泳 |
| 2.6.8 中和 |
| 2.6.9 脱水 |
| 2.6.10 染色、观察及分析 |
| 2.6.11 数据分析 |
| 第3章 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇生长发育的影响 |
| 3.1 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇亲代生长发育的影响 |
| 3.1.1 幼虫体长 |
| 3.1.2 幼虫体重 |
| 3.1.3 幼虫发育历期 |
| 3.1.4 化蛹率 |
| 3.1.5 蛹期 |
| 3.1.6 羽化率 |
| 3.1.7 成虫寿命 |
| 3.1.8 成虫雌雄性比 |
| 3.2 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇子代生长发育的影响 |
| 3.2.1 幼虫体长 |
| 3.2.2 幼虫体重 |
| 3.2.3 幼虫发育历期 |
| 3.2.4 化蛹率 |
| 3.2.5 蛹期 |
| 3.2.6 羽化率 |
| 3.2.7 成虫寿命 |
| 3.2.8 成虫雌雄性比 |
| 3.3 本章小结与讨论 |
| 第4章 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇内部组织器官的影响 |
| 4.1 蛆症异蚤蝇幼虫的内部结构特点 |
| 4.1.1 消化道 |
| 4.1.2 马氏管 |
| 4.2 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇内部组织器官的影响 |
| 4.3 本章小结与讨论 |
| 第5章 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇抗氧化酶活性的影响 |
| 5.1 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇幼虫体内MDA含量的影响 |
| 5.2 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇幼虫体内SOD酶活性的影响 |
| 5.3 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇幼虫体内CAT酶活性的影响 |
| 5.4 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇幼虫体内GSH-PX酶活性的影响 |
| 5.5 本章小结与讨论 |
| 第6章 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇体细胞DNA的影响 |
| 6.1 蛆症异蚤蝇体细胞彗星图像 |
| 6.2 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇体细胞彗星尾长的影响 |
| 6.3 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇体细胞彗星尾部DNA百分含量的影响 |
| 6.4 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇体细胞彗星尾矩的影响 |
| 6.5 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇体细胞彗星Olive尾矩的影响 |
| 6.6 本章小结与讨论 |
| 第7章 结论 |
| 7.1 Cd~(2+)对蛆症异蚤蝇的毒性效应 |
| 7.2 蛆症异蚤蝇对Cd~(2+)的生理响应及相关性 |
| 7.3 创新点 |
| 7.4 今后工作展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
（4）大气颗粒物诱导多重细胞器功能紊乱导致血管内皮损伤的机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1. 研究背景和进展 |
| 1.1 大气颗粒物相关血管疾病的人群研究 |
| 1.2 大气颗粒物引起血管损伤的体内外实验研究 |
| 2. 研究拟解决的关键科学问题及主要思路 |
| 3. 研究的主要内容 |
| 4. 研究的创新点 |
| 5. 技术路线图 |
| 第二章 城市大气颗粒物PM SRM1648a的细胞毒性和亚细胞毒效应 |
| 1. 研究背景 |
| 2. 材料与方法 |
| 2.1 主要材料、试剂与设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 颗粒物水合粒径与电位分析 |
| 2.2.2 内毒素检测 |
| 2.2.3 细胞培养 |
| 2.2.4 细胞生存率(MTT法与CCK8法) |
| 2.2.5 细胞形态学观察 |
| 2.2.6 氧化应激指标GSH/GSSG和NADP~+/NADPH检测 |
| 2.2.7 脂质过氧化丙二醛MDA及C11-BODIPY~(581/591)探针检测 |
| 2.2.8 颗粒物摄取实验 |
| 2.2.9 亚细胞结构超微电镜 |
| 2.2.10 免疫荧光 |
| 2.3 统计学方法 |
| 3. 结果 |
| 3.1 城市大气颗粒物PM SRM1648a的成分分析、水合粒径和内毒素含量检测 |
| 3.1.1 PM SRM1648a的成分分析 |
| 3.1.2 PM SRM1648a的水合粒径分析 |
| 3.1.3 PM SRM1648a的内毒素检测 |
| 3.2 PM SRM1648a的细胞毒性 |
| 3.2.1 PM SRM1648a影响细胞生存率 |
| 3.2.2 PM SRM1648a导致血管内皮细胞形态学改变 |
| 3.2.3 PM SRM1648a诱导血管内皮细胞氧化应激及脂质过氧化 |
| 3.3 颗粒物的摄取先于血管内皮细胞毒性的产生 |
| 3.3.1 血管内皮细胞具有摄取PM SRM1648a颗粒物的能力 |
| 3.3.2 颗粒物的摄取可能导致血管内皮细胞存活率的降低 |
| 3.4 PM SRM1648a引起血管内皮细胞亚细胞结构损伤 |
| 3.4.1 PM SRM1648a诱发血管内皮细胞γ-H2AX灶点的表达量改变 |
| 3.4.2 PM SRM1648a引起血管内皮细胞细胞器结构变化 |
| 4. 讨论 |
| 5. 本章小结 |
| 第三章 PM SRM1648a触发内质网应激引起血管内皮细胞自噬小体累积和凋亡 |
| 1. 研究背景 |
| 2. 材料与方法 |
| 2.1 主要材料、试剂与设备 |
| 2.1.1 主要材料与仪器设备 |
| 2.1.2 Western blot及免疫荧光实验抗体信息 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 内质网染色 |
| 2.2.2 细胞凋亡率 |
| 2.2.3 活性氧(Reactive oxygen species, ROS) |
| 2.2.4 亚细胞结构超微电镜 |
| 2.2.5 免疫荧光 |
| 2.2.6 Western blot |
| 2.3 统计学方法 |
| 3. 结果 |
| 3.1 PM SRM1648a触发血管内皮细胞内质网应激 |
| 3.1.1 PM SRM1648a引起血管内皮细胞内质网结构损伤 |
| 3.1.2 PM SRM1648a改变血管内皮细胞内质网应激标志性蛋白表达 |
| 3.2 PM SRM1648a引起血管内皮细胞内自噬小体累积与细胞凋亡 |
| 3.2.1 PM SRM1648a引发血管内皮细胞内自噬小体累积 |
| 3.2.2 PM SRM1648a触发内皮细胞内自噬小体标志蛋白表达改变 |
| 3.2.3 PM SRM1648a引起血管内皮细胞凋亡及刺激凋亡相关标志蛋白表达变化 |
| 3.3 ROS/内质网应激信号轴在PM SRM1648a诱导血管内皮细胞凋亡中的作用 |
| 3.3.1 ROS参与PM SRM1648a诱导的血管内皮细胞内质网应激和细胞凋亡 |
| 3.3.2 内质网应激抑制剂4-PBA有效缓解PM SRM1648a引起的内质网损伤和细胞凋亡 |
| 3.4 PM SRM1648a暴露下,内质网应激和自噬的相互关系 |
| 3.4.1 内质网应激参与PM SRM1648a诱导的血管内皮细胞自噬小体累积 |
| 3.4.2 细胞自噬对PM SRM1648a诱导的血管内皮内质网应激无显着影响 |
| 4. 讨论 |
| 5. 本章小结 |
| 第四章 溶酶体损伤参与PM SRM1648a引发的血管内皮细胞缺陷型自噬 |
| 1. 研究背景 |
| 2. 材料与方法 |
| 2.1 主要材料、试剂与设备 |
| 2.1.1 主要材料与仪器 |
| 2.1.2 Western blot及免疫荧光实验抗体信息 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 mRFP/GFP-LC3腺病毒装载观察自噬流 |
| 2.2.2 溶酶体探针染色 |
| 2.2.3 LAMP-2/LC3B免疫荧光 |
| 2.2.4 酸性磷酸酶及组织蛋白酶B检测 |
| 2.2.5 Western blot |
| 2.3 统计学方法 |
| 3. 结果 |
| 3.1 PM SRM1648a扰乱EA.hy926血管内皮细胞自噬流 |
| 3.1.1 暴露PM SRM1648a不同时间后,EA.hy926细胞内自噬标志性蛋白表达变化 |
| 3.1.2 不同时间点,颗粒物造成EA.hy926内皮细胞内自噬小体累积的原因不同 |
| 3.1.3 PM SRM1648a导致EA.hy926血管内皮细胞自噬流异常 |
| 3.2 PM SRM1648a破坏EA.hy926细胞溶酶体,诱导缺陷型自噬 |
| 3.2.1 PM SRM1648a导致EA.hy926细胞溶酶体碱性化 |
| 3.2.2 PM SRM1648a显着性降低溶酶体膜蛋白LAMP-2的表达水平 |
| 3.2.3 PM SRM1648a引起溶酶体水解酶失活 |
| 3.3 氧化应激在颗粒物影响EA.hy926细胞自噬过程中的作用 |
| 3.3.1 氧化应激参与PM SRM1648a引起的LC3Ⅱ上调/自噬小体累积 |
| 3.3.2 氧化应激不是PM SRM1648a引起自噬流紊乱的关键因素 |
| 3.3.3 PM SRM1648a破坏EA.hy926细胞溶酶体结构功能,扰乱自噬流 |
| 3.4 PM SRM1648a破坏溶酶体完整性,诱导血管内皮细胞自噬流紊乱 |
| 3.4.1 PM SRM1648a引发HUVECs自噬流异常 |
| 3.4.2 颗粒物损伤溶酶体导致自噬流紊乱,即缺陷型自噬 |
| 4. 讨论 |
| 5. 本章小结 |
| 第五章 线粒体动力学分裂-融合失衡在PM SRM1648a致血管内皮细胞炎性损伤中的作用 |
| 1. 研究背景 |
| 2. 材料与方法 |
| 2.1 主要材料、试剂与设备 |
| 2.1.1 主要材料与仪器 |
| 2.1.2 Western blot实验抗体信息 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 线粒体活性氧(Mitochondrial reactive oxygen species, mtROS) |
| 2.2.2 线粒体膜电位(Mitochondrial membrane potential, MMP) |
| 2.2.3 ATP及ATP相关酶 |
| 2.2.4 线粒体形态学观察 |
| 2.2.5 乳酸脱氢酶(Lactate dehydrogenase,LDH) |
| 2.2.6 Hoechst 33258/PI |
| 2.2.7 Caspase1~+/PI~+细胞焦亡率检测 |
| 2.2.8 细胞炎性因子ELISA |
| 2.2.9 qRT-PCR |
| 2.2.10 LV-DNM1L-RNAi慢病毒转染 |
| 2.2.11 Western blot |
| 2.3 统计学方法 |
| 3. 结果 |
| 3.1 PM SRM1648a诱导EA.hy926内皮细胞线粒体功能紊乱 |
| 3.1.1 PM SRM1648a削弱线粒体活性并促进线粒体活性氧簇(mtROS)释放 |
| 3.1.2 PM SRM1648a损伤线粒体膜电位(ΔΨm,MMP) |
| 3.1.3 PM SRM1648a抑制EA.hy926细胞ATP及ATP酶合成 |
| 3.2 PM SRM1648a破坏血管内皮细胞线粒体分裂-融合动态平衡 |
| 3.2.1 血管内皮细胞摄取PM SRM1648a诱导线粒体结构改变 |
| 3.2.2 PM SRM1648a引起血管内皮细胞线粒体动力学平衡紊乱 |
| 3.2.3 PM SRM1648a引起线粒体动力学相关基因表达改变 |
| 3.2.4 PM SRM1648a经DRP-1磷酸化影响线粒体分裂-融合动态平衡 |
| 3.3 PM SRM1648a经线粒体分裂异常触发血管内皮细胞炎症反应 |
| 3.3.1 PM SRM1648a破坏EA.hy926细胞膜并激活caspase1酶活性 |
| 3.3.2 PM SRM1648a诱导EA.hy926血管内皮细胞炎症反应 |
| 3.2.3 PM SRM1648a诱导HUVECs血管内皮细胞caspase1激活及炎性反应 |
| 3.3.4 DRP1介导的线粒体异常分裂参与颗粒物诱导的EA.hy926细胞炎性反应 |
| 4. 讨论 |
| 5. 本章小结 |
| 第六章 急性亚急性暴露PM SRM1648a致BALB/c小鼠主动脉血管组织损伤 |
| 1. 研究背景 |
| 2. 材料与方法 |
| 2.1 主要材料与试剂 |
| 2.1.1 qRT-PCR引物序列 |
| 2.1.2 Western blot及免疫组化实验抗体信息 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 BALB/c小鼠分组与暴露 |
| 2.2.2 H&E和Masson染色病理观察 |
| 2.2.3 肺泡灌洗液的提取与检测 |
| 2.2.4 BALF细胞分类计数以及巨噬细胞极化 |
| 2.2.5 血液基础相关指标检测 |
| 2.2.6 炎性因子ELISA检测 |
| 2.2.7 主动脉大体油红实验 |
| 2.2.8 qRT-PCR与Western blot |
| 2.2.9 组织TUNEL法凋亡率 |
| 2.2.10 免疫组化 |
| 2.3 统计学方法 |
| 3 结果 |
| 3.1 PM SRM1648a致BALB/c小鼠血液学细胞计数参数改变 |
| 3.2 亚急性暴露导致BALB/c小鼠主动脉病理改变 |
| 3.3 PM SRM1648a诱导BALB/c小鼠局部及全身氧化应激 |
| 3.3.1 急性亚急性颗粒物暴露后引起小鼠肺部氧化应激 |
| 3.3.2 急性亚急性暴露引起小鼠血液学氧化应激相关指标改变 |
| 3.3.3 急性亚急性暴露引起小鼠主动脉氧化应激相关分子表达改变 |
| 3.4 PM SRM1648a颗粒物刺激小鼠肺部、主动脉及循环炎症反应 |
| 3.4.1 颗粒物刺激BALB/c小鼠肺部炎症反应 |
| 3.4.2 急性亚急性暴露导致小鼠血液炎性因子含量升高 |
| 3.4.3 急性亚急性暴露引起小鼠主动脉组织炎性相关因子mRNA表达改变 |
| 3.5 亚急性暴露PM SRM1648a致BALB/c小鼠主动脉亚细胞结构功能紊乱 |
| 3.6 亚急性暴露PM SRM1648a致BALB/c小鼠主动脉细胞凋亡 |
| 4. 讨论 |
| 5. 本章小结 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 综述 大气颗粒物对血管损伤的研究进展一基于体内大小鼠实验 |
| 1 背景及简介 |
| 2 大气颗粒物诱导大小鼠血管损伤 |
| 2.1 血管损伤与血压升高 |
| 2.2 脂质沉积与动脉粥样硬化 |
| 2.3 血栓与脑部血管疾病 |
| 3 大气颗粒物诱导血管损伤与疾病的潜在机理 |
| 3.1 ROS与氧化应激 |
| 3.2 炎症反应 |
| 3.3 NOX/eNOS/NO系统紊乱失衡 |
| 4 总结与展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 致谢 |
（5）鹰嘴豆芽素A基于PI3K/AKT信号通路缓解PM10致急性肺细胞损伤机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 PM_(10)概述 |
| 1.1.1 PM_(10)概念、成分及来源 |
| 1.1.2 PM_(10)对人体健康的影响 |
| 1.1.3 PM_(10)致急性肺细胞损伤的机理研究 |
| 1.2 鹰嘴豆芽素A概述 |
| 1.2.1 鹰嘴豆芽素A概念 |
| 1.2.2 鹰嘴豆芽素A生物活性 |
| 1.2.3 鹰嘴豆芽素A分子作用机制 |
| 1.3 PI3K/AKT信号通路概述 |
| 1.3.1 PI3K/AKT信号通路的传导与调节 |
| 1.3.2 PI3K/AKT信号通路的组成 |
| 1.3.3 PI3K/AKT信号通路调控氧化应激、炎症与免疫 |
| 1.3.4 PI3K/AKT信号通路抑制剂 |
| 1.4 DNA碱基切除修复途径(BER)概述 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 天津市PM_(10)形态学与化学组成成分分析 |
| 2.1 材料与仪器 |
| 2.1.1 实验试剂与耗材 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 颗粒物样品采集 |
| 2.2.2 颗粒物粒径分析 |
| 2.2.3 颗粒物中无机元素测定 |
| 2.2.4 颗粒物中水溶性离子测定 |
| 2.2.5 颗粒物中有机化合物测定分析 |
| 2.2.6 天津市PM_(10)颗粒物形态分析 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 天津市PM_(10)粒径分析与确定 |
| 2.3.2 颗粒物中无机元素的测定分析 |
| 2.3.3 天津市PM_(10)颗粒物中水溶性离子测定分析 |
| 2.3.4 颗粒物中有机化合物分析 |
| 2.3.5 天津市PM_(10)形态学分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 PM_(10)诱导因素与呼吸系统损伤相关性分析 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 PM_(10)成分信息收集 |
| 3.1.2 Chem View DB& ToxRef DB数据库评估PM_(10)成分 |
| 3.1.3 呼吸系统损伤的界定方法 |
| 3.1.4 呼吸系统损伤终点统计分析 |
| 3.1.5 Tox Cast DB数据库评估 |
| 3.1.6 基因分数计算 |
| 3.1.7 二模网络可视化 |
| 3.1.8 生物信息分析 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 Chem View DB& ToxRef DB数据库评估PM_(10)成分 |
| 3.2.2 致呼吸系统损伤化学成分Tox Cast DB生物活性分析 |
| 3.2.3 PM_(10)诱导因素-呼吸系统损伤二模网络可视化 |
| 3.2.4 Tox Cast?分子靶点生物信息学分析评价 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 PM_(10)致急性肺细胞损伤研究 |
| 4.1 材料与仪器 |
| 4.1.1 细胞株 |
| 4.1.2 实验试剂与耗材 |
| 4.1.3 实验仪器 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 PM_(10)颗粒物采集 |
| 4.2.2 PM_(10)颗粒物样品的制备 |
| 4.2.3 细胞培养 |
| 4.2.4 染毒母液的制备 |
| 4.2.5 细胞模型构建及处理 |
| 4.2.6 MTT试验 |
| 4.2.7 LDH试验 |
| 4.2.8 DCFH-DA荧光标记细胞内活性氧测定 |
| 4.2.9 氧化损伤相关指标的测定 |
| 4.2.10 炎症因子/介质的测定 |
| 4.2.11 基因表达测定 |
| 4.2.12 数据统计与分析 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 PM_(10)致急性肺细胞损伤作用评价 |
| 4.3.2 BCA安全作用剂量考察 |
| 4.3.3 PM_(10)暴露-BCA保护体外细胞模型的建立 |
| 4.3.4 DCFH-DA细胞内活性氧测定 |
| 4.3.5 BCA抗氧化作用评价 |
| 4.3.6 BCA抗炎作用评价 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 BCA缓解PM_(10)致急性肺细胞损伤作用机制研究 |
| 5.1 材料与仪器 |
| 5.1.1 细胞株 |
| 5.1.2 实验试剂与耗材 |
| 5.1.3 实验仪器 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 细胞培养、模型构建及处理 |
| 5.2.2 CRISPR-CAS9 法构建XRCC1 基因敲除BEAS-2B细胞模型 |
| 5.2.3 基因表达测定 |
| 5.2.4 细胞总蛋白提取 |
| 5.2.5 蛋白浓度测定及变性处理 |
| 5.2.6 蛋白质免疫印迹试验 |
| 5.2.7 数据统计与分析 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 BCA抑制PM_(10)致急性肺细胞损伤的生物标志蛋白表达 |
| 5.3.2 BCA调控PI3K/AKT信号通路 |
| 5.3.3 XRCC1 干扰PI3K/AKT信号通路 |
| 5.3.4 BCA介导DNA碱基切除修复BER信号通路 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 全文总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.1.1 全文结论 |
| 6.1.2 论文创新点 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（6）职业人群长期暴露炭黑导致的外周血淋巴细胞基因组不稳定性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 引言 |
| 第一章 炭黑诱导职业人群外周血淋巴细胞基因组不稳定性研究 |
| 实验材料与方法 |
| 1 实验材料 |
| 2 研究人群 |
| 3 实验方法 |
| 4.统计分析方法 |
| 结果 |
| 1 研究对象的一般情况 |
| 2 环境暴露评估 |
| 3 CB暴露对CCAM的影响 |
| 4 CB暴露对CBMN终点指标的影响 |
| 5 CB暴露人群的CCAM和 CBMN终点指标之间的剂量-反应关系 |
| 6 CB暴露通过炎症细胞因子对CBMN终点指标的影响 |
| 7 体外功能验证实验 |
| 讨论 |
| 第二章 职业暴露炭黑与柴油机尾气诱导基因组不稳定性能力的比较 |
| 实验材料与方法 |
| 1 实验材料 |
| 2 研究人群 |
| 3 实验方法 |
| 4 统计分析方法 |
| 结果 |
| 1 研究对象的一般情况 |
| 2 环境暴露评估 |
| 3 DEE暴露对CCAM和 CBMN的影响 |
| 4 比较暴露CB与DEE诱导基因组不稳定性的能力 |
| 讨论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 综述参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 缩略词表 |
| 致谢 |
（7）基于人支气管上皮细胞和秀丽隐杆线虫对柴油机尾气颗粒的体内外毒性综合评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 柴油尾气颗粒概述 |
| 1.2.1 柴油机的发展与使用 |
| 1.2.2 柴油尾气颗粒的组成 |
| 1.2.3 柴油尾气颗粒物的健康危害 |
| 1.2.4 柴油机尾气颗粒的毒性机制 |
| 1.3 模式生物秀丽隐杆线虫 |
| 1.3.1 秀丽隐杆线虫的概述 |
| 1.3.2 秀丽隐杆线虫的发展与优势 |
| 1.3.3 秀丽隐杆线虫在生态毒理学中的应用 |
| 1.4 人支气管上皮细胞(BEAS-2B细胞) |
| 1.5 研究意义和研究内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 柴油机尾气颗粒物 |
| 2.1.2 线虫品系和菌种 |
| 2.1.3 主要实验试剂 |
| 2.1.4 主要溶液及培养基的配制 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 柴油机尾气颗粒物的表征及其染毒液的配制 |
| 2.2.2 秀丽隐杆线虫的培养、冻存及复苏 |
| 2.2.3 大肠杆菌的培养和冻存 |
| 2.2.4 细胞复苏、培养、传代及冻存 |
| 2.2.5 秀丽隐杆线虫的指标测定 |
| 2.2.6 细胞毒性的指标测定 |
| 2.3 数据分析 |
| 第3章 柴油尾气颗粒慢性暴露对秀丽隐杆线虫的毒性效应 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 线虫品系与暴露方法 |
| 3.2.1 线虫品系 |
| 3.2.2 暴露方法 |
| 3.3 DEP慢性暴毒对秀丽隐杆线虫生理指标的影响 |
| 3.3.1 DEP的组分及表征 |
| 3.3.2 DEP在线虫体内的分布 |
| 3.3.3 DEP对线虫头部摆动频率的影响 |
| 3.3.4 DEP对线虫体长体宽的影响 |
| 3.4 DEP慢性暴毒对秀丽隐杆线虫生化指标的影响 |
| 3.4.1 DEP对线虫活性氧水平的影响 |
| 3.4.2 DEP对线虫体内脂褐素的影响 |
| 3.4.3 DEP对线虫细胞凋亡水平的影响 |
| 3.5 讨论与分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 柴油机尾气颗粒对秀丽隐杆线虫的世代毒性及神经毒性研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 线虫品系与暴露方法 |
| 4.2.1 线虫品系 |
| 4.2.2 暴露方法 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 DEP对秀丽隐杆线虫亲代与子代(F0-F2)头部摆动频率的影响 |
| 4.3.2 DEP对秀丽隐杆线虫亲代与子代(F0-F2)体长、体宽的影响 |
| 4.3.3 DEP对转基因品系BZ555线虫多巴胺神经元的影响 |
| 4.3.4 DEP对转基因品系TJ375线虫荧光蛋白表达的影响 |
| 4.3.5 DEP对转基因品系CF1553线虫荧光蛋白表达的影响 |
| 4.4 讨论与分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 基于BEAS-2B细胞的柴油尾气颗粒毒性效应研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验结果 |
| 5.2.1 BEAS-2B细胞吞噬DEP情况及暴露前后的细胞形态 |
| 5.2.2 DEP对BEAS-2B细胞存活率的影响 |
| 5.2.3 DEP对BEAS-2B细胞细胞膜的损伤 |
| 5.2.4 DEP对BEAS-2B细胞ROS水平的影响 |
| 5.2.5 DEP对BEAS-2B细胞凋亡的影响 |
| 5.2.6 DEP对BEAS-2B细胞DNA损伤 |
| 5.3 讨论与分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 基于Aerolysin纳米孔道的组蛋白甲基化检测的探究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 实验部分 |
| 6.2.1 试剂与仪器 |
| 6.2.2 实验步骤 |
| 6.2.3 数据处理 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 Aerolysin纳米孔道检测单个甲基差异的赖氨酸多肽序列 |
| 6.3.2 Aerolysin纳米孔道检测单个甲基差异的精氨酸多肽序列 |
| 6.3.3 Aerolysin纳米孔道不同电压下的肽链检测 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 课题展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
（8）城市大气颗粒物暴露诱导的小鼠免疫调控和抗氧化防御响应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 常用缩写词中英文对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 科学问题的提出 |
| 1.3 研究目的和意义 |
| 1.4 论文内容框架以及技术路线 |
| 第二章 研究现状 |
| 2.1 大气颗粒物污染现状 |
| 2.1.1 大气颗粒物的理化特征 |
| 2.1.2 大气颗粒物主要来源及污染特性 |
| 2.1.3 大气颗粒物污染变化趋势 |
| 2.2 大气颗粒物暴露健康效应研究现状 |
| 2.2.1 大气颗粒物暴露增加了心肺疾病发病率和死亡率 |
| 2.2.2 大气颗粒物暴露对人体呼吸系统的危害 |
| 2.2.3 大气颗粒物暴露对人体心血管系统的危害 |
| 2.2.4 大气颗粒物暴露对人体神经系统的危害 |
| 2.2.5 大气颗粒物暴露对糖脂代谢系统的危害 |
| 2.3 大气颗粒暴露对机体免疫系统的影响 |
| 2.3.1 大气颗粒物暴露对免疫细胞以及细胞因子的影响 |
| 2.3.2 大气颗粒物暴露对免疫调控信号通路的影响 |
| 2.3.3 大气颗粒物暴露诱导的免疫防护策略 |
| 2.4 大气颗粒暴露对机体氧化/抗氧化防御系统的影响 |
| 2.4.1 大气颗粒物暴露诱导氧化物水平升高 |
| 2.4.2 大气颗粒物暴露损伤抗氧化防御能力 |
| 2.4.3 大气颗粒物暴露诱导的抗氧化保护策略 |
| 2.5 免疫系统和氧化/抗氧化系统的协同运作机制 |
| 2.6 大气颗粒物健康效应研究方法 |
| 2.6.1 流行病学调查研究 |
| 2.6.2 体外实验研究 |
| 2.6.3 体内实验研究 |
| 第三章 研究内容和分析方法 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.2 暴露模型及装置设计 |
| 3.2.1 持续暴露模型及实验装置 |
| 3.2.2 多水平组合暴露模型及实验装置 |
| 3.3 生物样本采集 |
| 3.4 生物样品的检测分析 |
| 3.4.1 荧光定量PCR |
| 3.4.2 Westen杂交 |
| 3.4.3 ROS和NO的测定 |
| 3.4.4 生物标志物活性(含量)测定 |
| 3.4.5 小鼠组织形态学分析 |
| 3.5 PM~(2.5)采样及分析检测 |
| 3.5.1 PM~(2.5)采样方案 |
| 3.5.2 PM~(2.5)中化学组分分析 |
| 3.6 污染物浓度数据的获取 |
| 3.6.1 暴露仓中颗粒物浓度监测 |
| 3.6.2 气态污染数据 |
| 3.7 数据统计分析方法 |
| 第四章 小鼠免疫调控和抗氧化防御系统对大气颗粒物持续暴露的阶段性响应 |
| 4.1 污染物暴露水平 |
| 4.1.1 大气颗粒物暴露水平 |
| 4.1.2 气态污染物暴露水平 |
| 4.1.3 PM~(2.5)中化学组分以及污染特征分析 |
| 4.2 小鼠多器官的免疫调控阶段性响应 |
| 4.2.1 炎性细胞因子mRNA表达水平 |
| 4.2.2 炎性因子蛋白水平 |
| 4.2.3 炎性因子内稳态扰动 |
| 4.3 小鼠多器官的抗氧化防御响应 |
| 4.3.1 氧化压力水平 |
| 4.3.2 抗氧化酶活性 |
| 4.4 组织形态学分析 |
| 4.5 组织中超细颗粒物的透射电镜检测 |
| 4.6 讨论 |
| 4.6.1 免疫防御系统的阶段性响应模式识别 |
| 4.6.2 PM暴露免疫防御响应模式与组织损伤 |
| 4.6.3 PM暴露的敏感靶器官识别 |
| 4.7 小结 |
| 第五章 小鼠肺组织免疫调控系统在大气颗粒物组合暴露模型中的动态响应 |
| 5.1 污染物暴露水平 |
| 5.1.1 PM暴露水平 |
| 5.1.2 气态污染物暴露水平 |
| 5.1.3 PM~(2.5)中化学组分 |
| 5.2 灰霾暴露诱导的促炎细胞因子的动态响应 |
| 5.2.1 典型促炎细胞因子的响应 |
| 5.2.2 趋化因子和粘附分子的动态响应 |
| 5.3 灰霾暴露诱导的抗炎因子的动态响应 |
| 5.4 灰霾暴露诱导的炎症消退相关基因的动态响应 |
| 5.5 免疫调控相关信号通路的动态响应 |
| 5.6 组织形态学分析 |
| 5.7 讨论 |
| 5.7.1 环境大气颗粒物物暴露对肺组织免疫调控能力的影响 |
| 5.7.2 低浓度颗粒物暴露对机体抗氧化应激响应能力的影响 |
| 5.7.3 突发性灰霾暴露与恐慌式免疫应答响应的关系 |
| 5.8 小结 |
| 第六章 小鼠肺组织抗氧化防御系统在大气颗粒物组合暴露模型中的动态响应 |
| 6.1 组合暴露模型中的ROS和NO水平的动态变化 |
| 6.2 灰霾暴露诱导的初级抗氧化防御系统动态响应 |
| 6.3 灰霾暴露诱导的二级抗氧化防御系统动态响应 |
| 6.3.1 分子伴侣系统的动态响应 |
| 6.3.2 蛋白酶体系统的动态响应 |
| 6.3.3 自噬系统的动态响应 |
| 6.4 氧化应激与抗氧化防御相关信号通路的表达 |
| 6.5 肺组织细胞器的超微结构分析 |
| 6.6 讨论 |
| 6.6.1 环境大气颗粒物暴露对机体抗氧化应激响应能力的影响 |
| 6.6.2 低浓度颗粒物暴露对机体抗氧化应激响应能力的影响 |
| 6.6.3 突发性灰霾暴露与恐慌式抗氧化防御响应的关系 |
| 6.7 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 研究的不足 |
| 7.4 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 :攻读博士期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（9）妇女早孕期有机磷农药暴露与胎儿发育的相关性研究（论文提纲范文）
| 缩略词表（以字母顺序排列） |
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 第一部分 妇女早孕期有机磷农药暴露与自然流产的相关性研究 |
| 引言 |
| 研究对象与研究方法 |
| 统计分析 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 结论 |
| 第二部分 早孕期有机磷农药暴露与胚胎染色体畸变的相关性研究 |
| 引言 |
| 研究对象与研究方法 |
| 统计分析 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 结论 |
| 第三部分 妇女早孕期有机磷农药暴露对胎儿出生结局的影响 |
| 引言 |
| 研究对象与研究方法 |
| 统计分析 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 全文总结 |
| 附录 |
| 综述 早孕期有机磷农药暴露胎儿发育的相关性研究进展 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间获得的学术成果 |
| 致谢 |
（10）甲醛和丙烯醛对人肺细胞的联合毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 甲醛和丙烯醛简介 |
| 1.1.1 甲醛和丙烯醛的理化性质 |
| 1.1.2 甲醛和丙烯醛的暴露途径及代谢途径 |
| 1.2 甲醛和丙烯醛的细胞毒性及机制 |
| 1.2.1 甲醛和丙烯醛的细胞毒性 |
| 1.2.2 甲醛和丙烯醛的细胞毒性机制 |
| 1.3 甲醛和丙烯醛的遗传毒性及机制 |
| 1.3.1 甲醛和丙烯醛的遗传毒性 |
| 1.3.2 甲醛和丙烯醛的遗传毒性机制 |
| 1.4 甲醛和丙烯醛的联合细胞毒性研究现状 |
| 1.4.1 甲醛和丙烯醛的联合细胞毒性 |
| 1.4.2 甲醛和丙烯醛联合诱导细胞毒性的可能机制 |
| 1.5 甲醛和丙烯醛的联合遗传毒性研究现状 |
| 1.5.1 甲醛和丙烯醛的联合遗传毒性 |
| 1.5.2 甲醛和丙烯醛联合诱导遗传毒性的可能机制 |
| 1.6 联合作用评价 |
| 1.6.1 联合作用方式 |
| 1.6.2 联合作用分类 |
| 1.6.3 联合作用评价方法 |
| 1.7 研究意义、思路及内容 |
| 1.7.1 研究意义 |
| 1.7.2 研究思路 |
| 1.7.3 研究内容 |
| 第2章 甲醛和丙烯醛对人肺细胞的联合细胞毒性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂 |
| 2.2.2 仪器 |
| 2.2.3 细胞培养和染毒处理 |
| 2.2.4 细胞活性检测 |
| 2.2.5 平板克隆形成实验 |
| 2.2.6 Annexin-V-FITC/PI实验 |
| 2.2.7 TUNEL/DAPI染色 |
| 2.2.8 LDH渗出实验 |
| 2.2.9 细胞脂质过氧化检测 |
| 2.2.10 细胞内ROS检测 |
| 2.2.11 细胞内GSH检测 |
| 2.2.12 细胞内钙离子水平检测 |
| 2.2.13 线粒体膜电势检测 |
| 2.2.14 抗氧化酶活性检测 |
| 2.2.15 Caspase酶活性检测 |
| 2.2.16 单细胞凝胶电泳 |
| 2.2.17 γH2AX实验 |
| 2.2.18 mRNA的提取和实时荧光定量PCR(qPCR)分析 |
| 2.2.19 Western blot |
| 2.2.20 数据统计和分析 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 甲醛和丙烯醛联合暴露诱导的细胞毒性 |
| 2.3.2 甲醛和丙烯醛联合暴露诱导的氧化应激 |
| 2.3.3 氧化应激在甲醛和丙烯醛联合诱导细胞毒性中的作用 |
| 2.3.4 甲醛和丙烯醛联合暴露诱导的DNA损伤及p53相关凋亡通路 |
| 2.3.5 抗氧化剂对甲醛和丙烯醛联合诱导的DNA损伤及p53相关凋亡通路的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 甲醛和丙烯醛协同诱导的细胞毒性 |
| 2.4.2 甲醛和丙烯醛协同诱导了细胞凋亡 |
| 2.4.3 氧化应激在甲醛和丙烯醛诱导的联合细胞毒性中的作用 |
| 2.4.4 氧化应激在甲醛和丙烯醛联合诱导的细胞凋亡中的作用 |
| 2.4.5 DNA损伤及相关通路在甲醛和丙烯醛联合诱导细胞凋亡中的作用 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 甲醛和丙烯醛对人肺细胞的联合遗传毒性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂 |
| 3.2.2 仪器 |
| 3.2.3 细胞培养和染毒处理 |
| 3.2.4 微核实验 |
| 3.2.5 单细胞凝胶电泳实验 |
| 3.2.6 γH2AX实验 |
| 3.2.7 HPRT基因突变实验 |
| 3.2.8 DNA-蛋白质交联实验 |
| 3.2.9 细胞内ROS检测 |
| 3.2.10 细胞周期检测 |
| 3.2.11 PCR array |
| 3.2.12 Western blot |
| 3.2.13 数据统计与分析 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 甲醛和丙烯醛联合暴露诱导的遗传毒性评价 |
| 3.3.2 甲醛和丙烯醛联合暴露对DNA损伤修复基因的影响 |
| 3.3.3 甲醛和丙烯醛联合暴露对DNA修复蛋白的影响 |
| 3.3.4 甲醛和丙烯醛联合暴露对细胞周期的影响 |
| 3.3.5 ROS和DPC在甲醛和丙烯醛联合诱导DNA损伤中的作用 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 甲醛和丙烯醛诱导的联合遗传毒性 |
| 3.4.2 甲醛和丙烯醛联合暴露对DNA损伤修复的影响 |
| 3.4.3 甲醛和丙烯醛联合暴露对细胞周期的影响 |
| 3.4.4 氧化应激和DPC在甲醛和丙烯醛联合遗传毒性中的作用 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 总结和展望 |
| 4.1 总结 |
| 4.1.1 甲醛和丙烯醛联合诱导的细胞毒性 |
| 4.1.2 甲醛和丙烯醛联合诱导的遗传毒性 |
| 4.2 展望 |
| 4.2.1 关于醛混合物联合毒性评价方面的展望 |
| 4.2.2 关于醛混合物联合毒性机制探索方面的展望 |
| 参考文献 |
| 缩略词表 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
四、汽车尾气诱导小鼠体内氧化损伤与遗传毒性的研究（论文参考文献）
- [1]大气PM2.5及其它污染因子致肺损伤分子机制研究[D]. 赵利芳. 山西大学, 2021(01)
- [2]金丝桃苷对PM2.5诱导的气道损伤及COPD急性加重的保护作用和机制研究[D]. 高云. 吉林大学, 2021(01)
- [3]蛆症异蚤蝇Megaselia scalaris对重金属镉的毒性反应和解毒机制研究[D]. 褚梦颖. 沈阳大学, 2021(06)
- [4]大气颗粒物诱导多重细胞器功能紊乱导致血管内皮损伤的机制研究[D]. 汪岩. 东南大学, 2020
- [5]鹰嘴豆芽素A基于PI3K/AKT信号通路缓解PM10致急性肺细胞损伤机制研究[D]. 王君宇. 天津大学, 2020(02)
- [6]职业人群长期暴露炭黑导致的外周血淋巴细胞基因组不稳定性研究[D]. 程文婷. 青岛大学, 2020(01)
- [7]基于人支气管上皮细胞和秀丽隐杆线虫对柴油机尾气颗粒的体内外毒性综合评价[D]. 吴轩. 华东理工大学, 2020(01)
- [8]城市大气颗粒物暴露诱导的小鼠免疫调控和抗氧化防御响应[D]. 刘雪梅. 南京大学, 2020
- [9]妇女早孕期有机磷农药暴露与胎儿发育的相关性研究[D]. 徐庆华. 昆明医科大学, 2020
- [10]甲醛和丙烯醛对人肺细胞的联合毒性效应研究[D]. 张森. 中国科学技术大学, 2020(01)