一、孵化过程中死亡胚胎的监测（论文文献综述）
寇瑶[1]（2021）在《3nm氧化铁纳米颗粒对斑马鱼胚胎发育的毒性作用机制的研究》文中认为氧化铁纳米颗粒（ferric oxide nanoparticles,FeNPs）在生物医药领域具有广阔的应用前景,可作为药物载体、分子探针和造影剂等参与疾病治疗和临床诊断。亚五FeNPs是指粒径小于5 nm的FeNPs,特点是超小尺寸、分布窄、生物相容性好并具有超顺磁性,有广阔的应用潜力:可作为T1造影剂,提供高灵敏度肿瘤成像;在外部磁场的作用下,可靶向肿瘤组织,进行磁热治疗;也可用于细胞磁标记示踪与多模态分子影像探针构建等,且由于超小粒径的尺寸效应,可快速被肾脏和肝脏清除。为推进亚五氧化铁纳米颗粒的实际应用,我们以模式动物斑马鱼的胚胎作为研究对象,探讨了其对胚胎的发育毒性作用,对其进行生物安全评估。斑马鱼是进行脊椎动物研究的模式生物,其透明的胚胎和体外受精的受精方式对发育生物学的研究性实验提供了极大的便利,近年来荧光蛋白特异性标记的转基因斑马鱼品系的构建,进一步增强了斑马鱼作为模式生物的优势。我们以不同尺寸的6 nm和12 nm FeNPs作为参照,以斑马鱼胚胎作为研究对象,探讨了超小尺寸的3 nm FeNPs的发育毒性,主要结论如下:1、3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎活力的影响:（1）斑马鱼胚胎死亡率随着FeNPs浓度增大,作用时间增长而增加;（2）斑马鱼胚胎的死亡率与FeNPs粒径成反比,即;（3）斑马鱼胚胎总畸形率随FeNPs浓度升高而增加,随粒径减小而增加,畸形具体表现为小头畸形、小眼畸形、心包水肿、卵黄囊肿、脊椎弯曲、尾部发育异常和发育迟缓甚至发育失败;（4）3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎具有氧化损伤作用;（5）3 nm FeNPs可介导胚胎细胞的凋亡,其主要的作用部位为消化系统。2、3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎器官发育的影响:（1）FeNPs对心脏发育的影响:以心脏转基因荧光斑马鱼Tg（cmlc2:EGFP）作为对象,3 nm FeNPs对心脏的毒性作用表现在使心脏发育迟缓,心脏体积较小,心室肥大;（2）FeNPs对血管发育的影响:以血管转基因荧光斑马鱼Tg（flk1:EGFP）作为对象,3 nm FeNPs对血管的毒性作用表现在血管发育不全,脑部血管收缩,尾部静脉血管分布异常,躯干节间血管闭塞,主动脉总体收缩等血液循环系统发育异常;（3）FeNPs对肝脏发育的影响:以肝脏转基因荧光斑马鱼Tg（lfabp:m Cherry）作为对象,FeNPs暴露后的胚胎肝脏体积明显减小;（4）FeNPs对肾脏发育的影响:以肾脏转基因荧光斑马鱼Tg（wt1b:EGFP）作为对象,FeNPs暴露2 dpf后发现FeNPs对肾脏的发育毒性具体表现为前肾肾小球缩小,肾小管颈部位明显缺失,肾小管近曲小管曲状折叠消失等肾脏发育畸形;（5）FeNPs对软骨发育的影响:3 nm FeNPs暴露后的幼鱼的头部骨骼变小,舌骨小角角度呈现弧形,梅克尔骨变短,角腮骨形态紊乱,咽尺等发育不明显,胸鳍发育缺陷。3、3 nm FeNPs对斑马鱼神经肌肉和运动系统发育的影响:（1）FeNPs对神经发育的影响:以Tg（eef1a1l1:EGFP）转基因荧光鱼作为对象,发现中枢神经系统和周围神经系统明显萎缩,神经系统发育出现异常;（2）FeNPs对骨骼肌发育的影响:使用偏振光检测胚胎骨骼肌发育,发现3 nm处理组肌肉组织呈现双折射平均强度仅为对照组的42%,骨骼肌发育不全,肌纤维束紊乱;（3）斑马鱼胚胎的运动轨迹分析:在明暗交替环境下的自由游泳实验中,发现3 nm FeNPs处理的斑马鱼幼鱼的运动能力下降,游泳距离相对于对照组下降了65%,移动速度减少了82%。4、为研究3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎发育不同阶段发育毒性的分子机制,我们收集了终浓度40 mg/L 3 nm FeNPs处理的48 hpf、72 hpf、96 hpf和120 hpf的胚胎,对其进行转录组测序并分析,得到如下结果:（1）48 hpf组的胚胎眼部和感知系统的发育信号受到纳米颗粒的显着作用,并且对心脏和血管发育也有影响;（2）72 hpf组的表达差异基因集中在眼部发育和对光照的感知方面,包括神经突触、光刺激的感知、突触信号、光转导、视黄醇代谢等;（3）96 hpf时,处理组斑马鱼胚胎表达差异基因集中于感官知觉、光刺激的感知、凋亡、溶酶体、吞噬体、铁凋亡等;（4）120 hpf处理组的表达差异基因集中于铁稳态、三价铁结合、铁凋亡、细胞坏死、谷胱甘肽代谢等。5、转录组数据的加权基因共表达网络分析（weighted gene co-expression network analysis,WGCNA）对上述3 nm FeNPs处理的48 hpf、72 hpf、96 hpf和120 hpf的胚胎的转录组数据进一步挖掘,筛选出关键基因:plcd1a和prkcdb。plcd1a与神经信号传导、神经传递激素、神经肌肉信号相关,影响GTPase蛋白偶联Wnt/Ca2+信号转导,从而作用于神经肌肉系统的信号传递,这与我们使用转基因荧光鱼所发现的表型一致,即3 nm FeNPs影响了胚胎的神经肌肉系统发育和运动能力;prkcdb表达量的升高会造成下游erk升高,导致ROS升高,细胞内过氧化产生,与前文结论一致,即3 nm FeNPs对胚胎活性的影响表现在对细胞的氧化胁迫和炎性反应。综上所述,本文系统研究了3 nm FeNPs的发育毒性及其作用机理,发现3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎的胚胎活性、心脏发育、血管发育、肝脏发育、肾脏发育、软骨发育、神经肌肉系统和运动能力都有影响,并在转录组水平上探讨了3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎的器官发育的分子机制。本研究对亚五氧化铁纳米颗粒的脊椎动物体内毒理学研究奠定了基础,以期推动临床研究的进行。
邹义龙[2]（2021）在《PFOS替代品OBS在斑马鱼体内的毒代动力学及毒性作用机制研究》文中指出全氟壬烯氧基苯磺酸钠（OBS）作为全氟辛基磺酸（PFOS）的新型替代品,目前在各种环境介质,野生生物体甚至人体中检出,由此可能对生态环境和人类健康产生潜在的风险。然而,目前关于OBS的毒性效应及其对人类的潜在健康风险的研究还比较匮乏。本研究以斑马鱼为模式动物,首先开展了OBS在斑马鱼幼鱼和成鱼体内的富集、代谢与组织特异性分布研究,在此基础上深入系统地研究了OBS对斑马鱼胚胎的发育毒性、氧化应激以及肠道菌群结构的影响及其分子机制,实验结果可为OBS的风险防控与管理提供科学依据。主要结论如下:（1）将受精后72h斑马鱼幼鱼暴露于10、100μg/L OBS和10μg/L PFOS中48 h,然后转移至清水中代谢24 h,毒代动力学实验结果表明,OBS和PFOS在暴露溶液中的浓度保持相对比较稳定,OBS和PFOS在斑马鱼幼鱼体内的富集和代谢过程符合一级动力学模型（R2>0.8）,根据毒代动力学参数,在10μg/L和100μg/L OBS暴露组中,吸收速率常数ku分别为2.41 L kg-1 h-1和1.94 L kg-1h-1,10μg/L PFOS暴露组则为2.01 L kg-1 h-1;OBS的半衰期为69.7～85 h,PFOS的则为222.2 h;OBS的BCFk值为238～242.5,远低于PFOS（644.2）,表明,在斑马鱼幼鱼体内,OBS比PFOS具有更弱的生物富集能力。将斑马鱼成鱼通过全自动给药暴露系统暴露于溶剂对照组,10和100μg/L OBS 28d之后,转移至清水代谢28 d,实验结果表明,低剂量和高剂量OBS长期暴露死亡率分别为1.67%和6.67%,体长与正常对照组无显着性差异,并未对斑马鱼成鱼的生理状况造成严重的影响,满足暴露实验过程质量控制要求;斑马鱼成鱼体内的OBS净化速率大致符合一级动力学方程,10和100μg/L OBS处理组整条斑马鱼体内浓度均在21 d天左右达到最大值,随后保持在相对平衡状态;10μg/L和100μg/L OBS暴露组BCFk值分别为497.2和302.45、半衰期分别为10.78 d和14.16 d。（2）OBS在斑马鱼成鱼体内表现出明显的组织特异性分布,其富集能力顺序:血液>肝脏>肠道>鳃>精巢>脑>肌肉,OBS主要在蛋白质含量较高的血液和肝脏中积累,在蛋白质含量最低的肌肉中含量最低。肌肉组织中的OBS的绝对量是第二高的,占斑马鱼鱼体中OBS总量的30%以上,肝脏中OBS的浓度虽然较高,但其仅占整条鱼OBS总量不超过3%。蛋白质含量和组织类型对OBS在斑马鱼体内的组织分布和生物富集具有重要影响。（3）将受精后2h的正常斑马鱼胚胎暴露于溶剂对照组,15、20、25 mg/L OBS和阳性对照15 mg/L PFOS中168 h。发育毒性实验结果表明,OBS和PFOS暴露均会引起斑马鱼胚胎急性损伤,显着影响胚胎的生长发育过程,包括自主运动异常、孵化率抑制、死亡率升高、心率加快和形态学改变,包括卵黄囊水肿、心包水肿、尾部弯曲和脊柱弯曲等。此外,将将受精后2 h的正常斑马鱼胚胎暴露于溶剂对照组,15、20、25 mg/L OBS和15 mg/L PFOS阳性对照组120 h之后,使用实时荧光定量q RT-PCR方法检测了胚胎中与细胞凋亡相关的基因表达变化,结果发现OBS和PFOS暴露均可不同程度下调斑马鱼幼鱼内Bacl-2基因的表达,上调Bax、Caspase-3和Caspase-9的表达,使幼鱼体内细胞凋亡水平升高,抑制抗凋亡因子,从而导致细胞凋亡。（4）OBS暴露对斑马鱼幼鱼和成鱼肝脏抗氧化系统的影响表明,低剂量（10μg/L）和高剂量（100μg/L）OBS均能导致斑马鱼幼鱼和成鱼肝脏抗氧化系统发生变化,通过Western blot实验发现,Nrf2和SOD蛋白表达水平均显着增加,并且呈剂量依赖性,表明OBS诱导斑马鱼幼鱼和成鱼肝脏产生了氧化损伤。推测氧化应激是OBS对水生生物产生毒性作用的重要途径之一。（5）将斑马鱼成鱼成鱼暴露于0、10μg/L PFOS、10和100μg/L OBS 21 d,基于16S r RNA高通量测序技术,对斑马鱼肠道菌群微生物多样性进行了分析,结果发现,环境相关浓度OBS和PFOS长期暴露21 d之后,诱发了斑马鱼成鱼肠道微生物菌群失调,其中变形菌门（Proteobacteria）、梭杆菌门（Fusobacteriota）和放线菌门（Actinobacteriota）占主导地位,邻单胞菌属（Plesiomonas）、希瓦氏菌属（Shewanella）和气单胞菌属（Aeromonas）为绝对优势属,但各暴露组在不同分类学水平下微生物相对丰度有所不同。进一步通过LEf Se多级物种差异判别分析,在暴露组中共检测到38个显着差异分类分支作为活性生物标志物。
刘旺[3]（2021）在《2,4-二叔丁基苯酚对斑马鱼的免疫毒性效应及其作用机制研究》文中提出2,4-二叔丁基苯酚（2,4-di-tert-pentylphenol,2,4-DTBP）是一种典型的合成酚类抗氧化剂,广泛应用于食品包装塑料、石油化工及个人护理品,因其分布广泛、具有环境持久性以及生物富集性,成为一种重要的新兴污染物,但相关的毒性研究却十分有限。本文以斑马鱼为受试生物,首先通过急性毒性实验确定2,4-DTBP对斑马鱼胚胎的96 h半数致死浓度(lethal concentration of 50%,LC50)为3.91μM,然后在亚致死水平上（0.01μM、0.1μM和1μM）对斑马鱼胚胎暴露6天,期间观察其发育情况,结果显示2,4-DTBP影响胚胎发育,引起仔鱼运动异常和焦虑行为;为了在分子水平上进一步研究2,4-DTBP的毒性效应,对0.01和0.1μM 2,4-DTBP暴露6天的仔鱼进行转录组测序,结果发现2,4-DTBP主要影响免疫应激和肠道屏障,抑制NF-κB相关通路。为进一步阐明免疫毒性作用机制,分别对仔鱼和成鱼进行6天和28天暴露,从基因、蛋白、组织和个体水平探讨不同浓度2,4-DTBP暴露对斑马鱼肠道的免疫毒性,初步建立了2,4-DTBP的有害结局路径（adverse outcome pathways,AOPs）评价框架,为评价其生态风险提供数据支持,主要结论如下:（1）2,4-DTBP对斑马鱼胚胎的96h-LC50为3.91μM,急性毒性高于目前已知的同类型合成酚类抗氧化剂。（2）亚致死水平的2,4-DTBP对斑马鱼胚胎/仔鱼具有表观发育毒性,可抑制早期自发运动（28-29 hours post-fertilization,hpf）、孵化率（56 hpf）和心率（72 hpf）。0.01和0.1μM 2,4-DTBP引起斑马鱼仔鱼（144 hpf）运动行为的异常活跃,1μM 2,4-DTBP引起仔鱼在0-15 min的避暗行为显着上升,表现出类似焦虑行为。多巴胺和5-羟色胺通路中关键基因的定量PCR结果显示5ht1ab和drd1表达量在暴露后显着上调。（3）转录组分析结果显示:2,4-DTBP主要影响炎症、免疫相关的通路,其中NF-κB通路是0.01μM和0.1μM暴露组共同显着抑制的通路。同时,子网络富集分析发现肠道屏障、组织修复、组织重塑以及免疫调节4个细胞过程中基因被显着富集。表明2,4-DTBP可能破坏仔鱼的肠道屏障,通过影响免疫相关通路诱导仔鱼的免疫毒性。（4）2,4-DTBP显着抑制仔鱼及成鱼的IL1B-MYD88-NF-κB通路相关基因,环境浓度暴露可引起仔鱼和雌性成鱼的nfkb基因表达量显着下调。0.1μM和1μM暴露组中NF-κB蛋白含量显着下降。病理切片显示仔鱼和成鱼的肠道屏障均被破坏,主要表现为肠绒毛形态异常。个体水平上,0.1μM和1μM暴露引起仔鱼和成鱼的摄食能力均显着下降;～4 x 104CFU/m L大肠杆菌急性感染会引起仔鱼的心包水肿和腹腔扩张;成鱼暴露超过20天陆续死亡。综上所述,2,4-DTBP可能通过抑制NF-κB通路对斑马鱼产生免疫抑制毒性,破坏仔鱼及成鱼的肠道稳态,导致斑马鱼摄食能力下降,长期暴露下引起斑马鱼死亡。
侯胜男[4]（2021）在《灰尘中重金属和邻苯二甲酸酯复合污染特征及毒理学效应》文中研究表明灰尘作为污染物的重要吸附载体,富含包括重金属（如Cd、Pb、Cu和Cr等）和有机污染物（如邻苯二甲酸酯（PAEs）等）在内的多种环境污染物,对环境以及暴露人群都产生较大的威胁,该问题受到了国内外研究者的广泛关注。目前,对灰尘中重金属和邻苯二甲酸酯的单一污染特征及对暴露人群的健康效应已经进行了广泛的研究,但对两者复合污染的报道较少。而实际中通常灰尘中是有机和无机污染物等多种污染物并存,因此开展重金属和邻苯二甲酸酯复合污染研究工作无论从保护生态环境方面,还是保障人类健康方面都具有极其重要的意义。基于以上研究背景本文选择典型的老工业城市长春市市区住宅区进行采样,同时在其对应地点的室外进行样品采集和研究。开展灰尘中（重金属、邻苯二甲酸酯）的污染特征分析,并重点探究灰尘重金属和邻苯二甲酸酯复合污染对人群健康的影响及毒理学效应。研究结果不仅可以为了解长春市灰尘污染特征提供参考,还可以为制定灰尘暴露带来的人群健康问题的防治措施提供重要的理论支撑。本论文的主要内容如下:（1）本文在长春市中心五区设置50个采样点,对居民住宅区家庭室内和室外灰尘样品进行采集,并分别对其进行6种重金属（Zn、Cr、Ni、Cu、Cd和Pb）和16种邻苯二甲酸酯含量进行测定。分别对比室内和室外灰尘重金属和邻苯二甲酸酯累积的差异性和相关性。在此基础上,运用地积累指数法、健康风险评价等方法从不同角度评价城市灰尘污染的生态风险和对暴露人群的健康风险。结果显示,室内灰尘中Zn、Cr、Ni、Cu、Cd和Pb的平均含量分别为358、41.8、23.9、54.5、1.22和61.2 mg·kg-1;室外灰尘中Zn、Cr、Ni、Cu、Cd和Pb的平均含量分别为129、45.8、16.5、25.6、0.37和33.6 mg·kg-1。长春市室内灰尘中重金属含量和污染水平均高于室外。Cd的污染水平最高,在室外灰尘中处于中等-强污染水平,在室内灰尘中大部分处于强污染水平。除Cr和Ni外,其他几种重金属也分别有不同程度的污染。长春市室内和室外灰尘中6种邻苯二甲酸酯（DEHP、Di BP、Dn BP、DMP、DEP和BBP）可100%检出。室内和室外灰尘中9种邻苯二甲酸酯的总浓度范围209.2-702.3 mg·kg-1和98.6-323.6 mg·kg-1,均值为208.5 mg·kg-1和166.1 mg·kg-1,其中,DEHP含量最高(96.5 mg·kg-1和208.5 mg·kg-1)。室外灰尘中邻苯二甲酸酯浓度均低于室内灰尘。与国内外其他城市和地区相比,长春邻苯二甲酸酯污染处于中等水平。（2）以青鳉鱼胚胎为实验对象设计发育14天暴露试验。观测评估死亡率、孵化率、畸形率;利用显微镜观察分析青鳉鱼胚胎发育过程中的发生的畸变;对在复合暴露条件下孵化的幼鱼进行基因和酶活性检测,揭示重金属和邻苯二甲酸酯复合污染的联合毒性效应。结果表明,Cd和DEHP复合污染对青鳉鱼胚胎发育产生一系列不良的影响,主要包括孵化抑制、死亡率增加、心率下降、以及多种致畸作用,其中心包囊肿和脊柱畸形是最重要的畸变类型。Cd和DEHP复合污染引起青鳉鱼体内的氧化应激反应,打乱机体内原本的氧化还原平衡状态,诱导青鳉鱼胚胎产生更多的抗氧化酶（SOD酶、CAT酶和POD酶）。丙二醛（MDA）含量的上升进一步说明对机体造成的氧化损伤。Cd和DEHP复合污染通过影响发育相关基因HSP70的表达而对青鳉鱼胚胎产生发育相关毒性;通过诱导骨骼调控基因BMP2和BMP4的表达上调导致骨骼发育异常与畸变;Cd和DEHP复合污染还通过干扰CYP1A、NKX2.5和FGF8的表达诱导心脏畸形,从而揭示了早期胚胎心脏发育受到损伤的机制。（3）设计青鳉鱼成鱼28天暴露试验,从形态变化、氧化应激、基因表达、代谢组学等方面揭示Cd和DEHP复合污染对青鳉鱼毒性效应和作用机制。主要结论如下:单一Cd10μg·L-1暴露、Cd10μg·L-1+DEHP 20μg·L-1暴露、以及Cd10μg·L-1+DEHP 200μg·L-1暴露导致青鳉鱼的骨骼畸形率和死亡率增加,并且随着暴露时间延长畸形率和死亡率基本呈不断增加的趋势,在染毒第28天时3个处理组累积骨骼畸形率分别达到7.5%、10%、12.5%,累积死亡率7.5%、12.5%、15%、22.5%。Cd、DEHP复合污染引起青鳉鱼体内的氧化应激作用,暴露前期诱导青鳉鱼产生更多的抗氧化酶（SOD、CAT和POD）以对抗氧化损伤所产生的自由基,随着暴露时间延长,抗氧化酶活性有所降低。MDA的含量表现出随着暴露时间延长大体呈现逐渐升高的规律,进一步说明对机体造成的氧化损伤。荧光定量PCR结果显示Cd和DEHP复合污染通过诱导骨骼调控基因BMP2和BMP4的表达上调导致骨骼发育异常与畸变。Cd单一和Cd、DEHP复合污染均引起了青鳉鱼代谢物的变化,其中主要影响了脂质代谢,其次是氨基酸代谢。（4）长春市室内和室外灰尘中污染物重金属的健康风险指标均未超过参考值,说明灰尘重金属对暴露人群未产生健康风险;但是儿童通过暴露室内灰尘摄取的邻苯二甲酸酯总的健康风险指数最大值超过1,其中4%的样品超过健康风险指数临界值,表明邻苯二甲酸酯对儿童的暴露风险不可以忽略。结合青鳉鱼毒理学模型对典型重金属Cd和邻苯二甲酸酯DEHP联合毒性效应研究结果对健康风险评价结果的不确定性进行分析。目前对多种污染物共同作用下的健康风险评价没有统一的规范和可供参考的方法,而是往往只是对一类污染物进行评估,并未考虑到多种污染物的复合作用,会使得健康风险被低估或者高估,因此健康风险评价结果具有一定的不确定性,需建立统一的多种污染物复合作用的评价标准。
王涛[5]（2021）在《种蛋孵化期LED绿光调控对胚胎与雏鸡啄癖相关激素的影响机理》文中研究表明啄癖是群养鸡中常见的恶性行为,对生产效益、动物福利及疫病防控产生严重影响。近年来,随着LED产业的蓬勃发展,光环境在养殖和孵化中的作用被日益重视,也有不少文献报道了光环境在养殖阶段对啄癖的防控作用,然而其作用机制与机理尚不清晰。本研究以高啄羽品系（High Feather Pecking Line）与低啄羽品系（Low Feather Pecking Line）的鸡作为研究对象,探究LED绿光刺激孵化对子代胚胎期、育雏期的啄癖相关激素水平的调控作用,并从蛋白层面解释其机理,获得不同品系种蛋啄癖生理代际传递机制差异数据库,探明LED绿光孵化对子代啄癖相关激素的调控作用及其通路,揭示光环境调控产前应激子代效应的生理学机制,为解决鸡的啄癖问题提供理论支撑。本研究的主要内容及研究结论如下:（1）不同品种种蛋啄癖相关激素水平与外观品质相关性研究针对鸡母-子代啄癖相关激素传递不明晰的问题,探索了不同品系鸡的母-子代啄癖生理传递介质差异及其与种蛋外观品质的相关性。以包括海兰褐、罗曼粉等在内的16个不同品种鸡的种蛋为研究对象,使用ELISA酶联免疫法,系统探究了不同品系种蛋蛋黄中的啄癖相关激素水平差异,包括五羟色胺（5-HT）、皮质酮（CORT）、多巴胺（DA）和睾酮（TES）。结合种蛋的外观品质（色度、体积）分析,发现不同品种母鸡传递至种蛋中的啄癖相关激素各不相同,其中,有且仅有罗曼粉种蛋符合全部高啄癖品系特征,海兰褐种蛋符合全部低啄羽品系特征,且高啄羽品系种蛋体积偏小（P>0.05）,色度偏淡（P<0.05）,低啄羽品系种蛋则相反。（2）LED绿光调控种蛋孵化与育雏期啄癖相关激素的研究针对高啄羽品系种蛋中啄癖相关激素异常的问题,探究了LED绿光调控孵化对子代胚胎孵化期、育雏期啄癖相关激素的调控作用。以高啄羽品系的罗曼粉蛋鸡与低啄羽品系的海兰褐蛋鸡为研究对象,采用LED单色绿光调控孵化（560nm,20～50 lux,16 L:8 D）,对胚胎孵化期啄癖相关激素昼夜节律以及育雏期的机体激素水平进行监测。结果表明黑暗孵化罗曼粉胚胎机体CORT水平显着高于海兰褐胚胎（P<0.05）,5-HT水平则显着低于海兰褐胚胎（P<0.05）,通过LED绿光调控,显着降低了罗曼粉胚胎孵化期胚胎的机体CORT水平（P<0.05）,提高了其5-HT水平（P<0.05）,证明了孵化期LED绿光对啄癖相关激素的调控作用,可能能够减少啄癖行为的发生;且LED绿光促进机体形成非内源性的节律,诱导胚胎提前适应外界光环境的周期变化。育雏期的研究结果表明,LED绿光孵化对啄癖相关激素的调控作用在育雏期仍然存在,证明了LED绿光调控孵化对啄癖的调控作用效果具有延续性。（3）LED绿光调控孵化对雏鸡下丘脑影响的蛋白质组学研究基于4D蛋白组学方法探究LED绿光调控孵化影响啄癖相关激素水平的可能机制。以绿光/黑暗（G/D）孵化的罗曼粉/海兰褐（R/H）雏鸡的下丘脑样品为研究对象,通过分析质谱结果得到原始文件,使用Maxquant（v1.6.15.0）数据库进行检索,并对数据结果进行质控分析以及蛋白组学功能注释,随后通过蛋白定量分析方法（GO二级分类、KEGG通路分类）进行差异蛋白筛选与功能评估分类。基于分类结果,采用Fisher检验的方法对其进行富集分析,最终得到了差异蛋白调控的具体途径与互作网络。研究结果表明,相较于HD雏鸡,RD雏鸡下丘脑单羧酸转运蛋白1（Monocarboxylate Transporter 1,SLC16A1基因）的表达显着上调,以及细胞线粒体中的NADPH（肾上腺毒素氧化还原酶,FDXR基因）表达显着下调,促进了重定向觅食与应激倾向的啄癖行为的发生,扰乱了外周5-HT系统运行。LED绿光则调控RG组雏鸡下丘脑E1BW42型蛋白（非特征蛋白,GABRA5基因）表达下调,从而降低鸡的应激反应水平,减少应激引发啄癖行为的发生。KEGG通路富集分析结果表明,RD组相较于HD组,其下丘脑5-HT分泌通路功能异常,引起机体5-HT系统功能异常,引发了啄癖行为,而LED绿光则通过调控集合管酸分泌通路,减少啄癖行为的发生。（4）LED绿光与褪黑素协同调控孵化对雏鸡啄癖相关激素与节律的影响针对产前应激引起子代品质下降与啄癖行为发生的问题,以激素水平为表征,揭示了LED绿光调控孵化对产前应激负面子代效应的调控作用。通过种蛋注射CORT模拟产前应激,采用LED单色绿光调控孵化（560 nm,20～50 lux,16L:8 D）,探究了LED绿光与褪黑素（MLT）协同CORT注射对产前应激效应的调控作用。研究结果表明,LED绿光调控孵化能够显着改善产前应激所引起的子代血浆5-HT浓度、及CORT浓度升高问题;MLT注射和LED绿光孵化能够协同作用,降低产前应激引起的负面子代效应,并能够进一步调节胚胎的昼夜节律。
肖杰锋[6]（2021）在《邻苯二甲酸二辛酯（DEHP）通过损害多巴胺能信号传导改变斑马鱼运动行为功能及其机制》文中认为背景与目的:邻苯二甲酸二辛酯（DEHP）广泛存在于自然环境及生物体内,其毒性效应受到了人们的广泛关注。流行病学调查显示,DEHP暴露不仅与婴儿的神经反射降低有关,也与学龄前儿童的行为特征存在关联,尤其是多动症相关症状。动物学研究发现,DEHP具有一定的神经毒性作用,可影响动物神经系统的发育,并引起动物神经行为的改变。然而,当前很少有研究深入探讨DEHP对运动行为的影响及其可能的作用机制。多巴胺能信号的正常传导对动物神经行为的调控和动物成年后的神经认知功能至关重要。在本研究中,我们以早期发育阶段斑马鱼为动物模型,探讨DEHP对斑马鱼幼鱼运动行为的影响及其可能通过多巴胺能系统介导的作用机制。材料与方法:将受精后6小时（6 hpf）的斑马鱼胚胎暴露于0、1、2.5、5、10 mg/L的DEHP溶液中至受精后第7天（7 dpf）。观察并记录各浓度组斑马鱼受精后96小时（96 hpf）生存率、孵化率、畸形率、体长和受精后72小时（72 hpf）心率。评估胚胎在受精后24、26、28、30和32小时的自主运动活力并使用斑马鱼行为分析系统（诺达思,荷兰）分析幼鱼在受精后第5、6和7天于光暗交替刺激条件下的运动行为。在行为学分析结束后,收集各组幼鱼样本用于后续分析。采用实时荧光定量PCR技术检测多巴胺系统基因和凋亡相关基因的表达水平。使用多巴胺Elisa试剂盒测定幼鱼体内的多巴胺含量。应用吖啶橙染色（AO染色）法检测幼鱼脑部的凋亡细胞。使用丙二醛（MDA）和超氧歧化酶（SOD）试剂盒分别测定幼鱼体内MDA含量和SOD活性水平。结果:1.DEHP暴露降低了幼鱼的体长。2.5 mg/L暴露组的胚胎在受精后32小时的自主运动频率以及5mg/L、10 mg/L暴露组的胚胎在受精后28、30、32小时的自主运动频率均明显受到抑制。2.在受精后第5天,DEHP暴露对幼鱼在光亮期的运动行为无明显影响,然而在黑暗期,相较于对照组,2.5、5、10 mg/L暴露组幼鱼的运动距离有所下降,运动速度有明显的下降趋势。此外,5和10 mg/L暴露组幼鱼在受精后第5天于黑暗期的运动活力也有所降低。在受精后第6和第7天,相较于对照组,2.5、5和10 mg/L暴露组幼鱼在光亮期和黑暗期的运动距离和运动活力明显降低,运动速度有明显的下降趋势。3.多巴胺系统相关基因中,酪氨酸羟化酶（th）、多巴胺转运体（dat）、单胺氧化酶（mao）在2.5、5和10 mg/L暴露组中表达下调;多巴胺受体D1（drd1）和多巴胺受体D2a（drd2a）在2.5 mg/L暴露组中表达上调;多巴胺受体D2a（drd2a）、多巴胺受体D2b（drd2b）、多巴胺受体D4a（drd4a）和多巴胺受体D4c（drd4c）在5和10 mg/L暴露组中表达下调。4.幼鱼体内的多巴胺含量呈明显的剂量依赖性下降,并且2.5、5和10 mg/L暴露组幼鱼的多巴胺含量与对照组相比有显着性差异。5.凋亡相关基因中,p53、caspase-3基因在2.5、5和10 mg/L暴露组中表达显着上调,bax、caspase-9基因在5和10 mg/L暴露组中表达显着上调;bcl2在1 mg/L暴露组中表达显着上调,在5 mg/L和10 mg/L暴露组中表达显着下调;bcl2/bax比值在1 mg/L暴露组中上升,在5和10 mg/L暴露组中下降。AO染色结果显示,对照组幼鱼脑部没有发现明显的凋亡细胞,而2.5、5和10 mg/L暴露组幼鱼脑部出现明显的凋亡细胞。6.丙二醛（MDA）含量在5和10 mg/L暴露组中显着升高。超氧歧化酶（SOD）活性水平在1 mg/L暴露组中显着升高,而在2.5、5和10 mg/L暴露组中显着降低。结论:1.DEHP抑制斑马鱼胚胎的自主运动,改变幼鱼的运动行为。2.DEHP干扰多巴胺系统基因的表达,降低幼鱼体内多巴胺水平,影响了斑马鱼多巴胺能系统的信号传导。3.DEHP引起细胞凋亡和氧化应激,二者一定程度上加剧多巴胺能信号传导的失调,从而导致斑马鱼运动行为发生改变。
崔雯婷[7]（2020）在《海水酸化和镉复合胁迫下褐牙鲆（Paralichthys olivaceus）仔幼鱼抗氧化防御响应和免疫应答》文中研究说明海洋酸化和污染是备受人们关注的海洋环境问题。海洋酸化不仅直接影响海洋生物的繁殖发育和生长存活等生命过程,而且影响重金属等污染物的生物毒性效应。因此,二者复合胁迫对海洋生物早期生命过程的作用是海洋生态学研究的一个前沿科学问题。本论文通过开展系列受控实验,研究褐牙鲆不同早期发育阶段（胚胎、仔鱼和幼鱼）重要生理生命过程（孵化发育、生长存活、抗氧化防御系统、免疫功能和生物矿化等）对海水酸化和镉（Cd）暴露复合胁迫的响应,构建综合生物标志物响应指数（IBR）评估二者复合胁迫对褐牙鲆早期发育阶段的影响。开展本研究有助于科学评估海洋酸化和重金属复合胁迫对渔业种群资源补充过程和数量变动的毒理效应,同时为深入认识未来海洋酸化情景下鱼类早期生活阶段的生物响应机理提供科学参考。主要研究结果如下:1、海水酸化（pH 7.70和7.30）和镉暴露(0.01,0.15和0.50 mg L-1 Cd2+)会抑制胚胎孵化和卵黄囊吸收、加剧仔鱼形态发育畸形,导致其生长存活能力降低。镉暴露会造成胚胎活动的减弱和蛋白酶水解,造成与孵化相关的生物酶活性和功能异常,阻碍初期仔鱼破膜过程,影响其孵化能力。海水酸化会通过影响这些生理过程,延迟胚胎孵化时间或加剧其死亡,降低孵化成功率。仔鱼最常见的形态发育畸形为骨骼（脊柱和尾部骨骼等）畸形。这可能与海水酸化和镉暴露抑制仔鱼的骨钙素（oc）基因的表达、影响成骨细胞的分化和活化、影响与生物矿化相关的碳酸酐酶（CA）和Ca-ATP酶的活性有关。这些作用会阻碍仔鱼对Ca2+的吸收,导致其骨骼系统发育所必需的肌球蛋白和肌节减少,对骨骼的形成和发育造成影响,加剧仔鱼的骨骼发育畸形。2、镉在褐牙鲆仔鱼生物体或幼鱼肝脏、鳃和肌肉等生物组织内的蓄积量与镉暴露浓度呈显着正相关,且具有组织特异性,依次为肝脏>鳃>肌肉。但海水酸化未显着影响镉在仔鱼或幼鱼各组织内的蓄积。肝脏是幼鱼的主要解毒和代谢器官,从皮肤、鳃或肠道中吸收的Cd2+随血液或淋巴循环最终被转运到肝脏或肾脏组织进行解毒。在这一过程中,Cd2+与肝脏中富含巯基（-SH）的还原型谷胱甘肽（GSH）和金属硫蛋白（MT）结合形成毒性较小的络合物并长期滞留于组织内,加剧镉在肝脏中的蓄积。鳃是幼鱼呼吸和渗透调节以及酸碱平衡调节的主要器官,不断过滤海水保证体内溶氧充足和维持渗透平衡和酸碱平衡,因而容易直接从海水中富集镉并蓄积于鳃组织内。肌肉内的镉主要来源于血液和淋巴循环等生理代谢过程的转入,浓度相对低,且肌肉组织质量相对较大,具有质量稀释效应,降低了肌肉内镉蓄积水平。镉蓄积的组织特异性会影响到仔鱼体内或幼鱼生物组织内的抗氧化防御、免疫功能和生物矿化等对二者复合胁迫的响应。3、海水酸化（pH 7.70和7.30）和镉暴露(0.01和0.15 mg L-1 Cd2+)均显着影响褐牙鲆仔鱼的抗氧化防御系统、免疫功能和生物矿化作用。总体而言,镉暴露下,超氧化物歧化酶（SOD）和谷胱甘肽-S转移酶（GST）的活性以及还原型谷胱甘肽（GSH）的含量被诱导以应对镉胁迫造成的氧化应激损伤,而过氧化氢酶（CAT）和谷胱甘肽过氧化物酶（GPx）的活性则被过量的活性氧自由基（ROS）所抑制。另一方面,海水酸化对仔鱼的抗氧化防御系统的影响因生物标志物种类和镉暴露浓度而异,表明海水酸化会影响抗氧化防御系统对镉暴露的响应。二者复合胁迫提高了仔鱼的脂质过氧化水平,加剧了其氧化损伤程度。在免疫应答方面,二者复合胁迫导致仔鱼体内溶菌酶（LZM）的活性显着下降,即先天性免疫功能受到抑制;而免疫球蛋白M（Ig M）的含量升高,即获得性免疫功能表现出免疫刺激。镉暴露会诱导仔鱼体内MT和热休克蛋白（HSP70）的产生,但海水酸化仅诱导HSP70产生,未影响MT产生。海水酸化和镉暴露均显着诱导三种生物矿化相关酶（碳酸酐酶CA、钙-ATP酶Ca-ATPase和钠/钾-ATP酶Na/K-ATPase）的活性,以应对二者胁迫造成的酸碱平衡和渗透平衡的变化。4、镉暴露(0.01,0.30和3.0 mg L-1 Cd2+)显着影响褐牙鲆幼鱼肝脏、鳃和肌肉组织的抗氧化防御系统和免疫功能,它们对镉暴露的响应具有组织差异性。总体上,肝脏组织对二者复合胁迫的响应比鳃和肌肉组织更为显着。这种对二者复合胁迫生理响应的组织差异性可能与镉蓄积量的组织特异性相关。但海水酸化对褐牙鲆幼鱼三个生物组织内的抗氧化防御系统和免疫功能相关的各生物标志物无显着影响。具体而言,在最高镉暴露(3.0 mg L-1)下,肝脏内抗氧化防御系统（SOD、CAT、GSH、GST和GPx）和免疫功能（LZM、ACP、AKP和Ig M）相关的生物标志物的酶活性或含量被抑制;鳃组织内的CAT、GSH、GST和GPx等抗氧化物以及LZM和ACP等免疫功能酶的活性或含量被抑制,而SOD、AKP和Ig M的活性或含量被诱导;肌肉组织内的SOD、GSH、GST、GPx、ACP和AKP的活性或含量被诱导,但CAT、LZM和IgM的活性或含量无显着变化。在三个生物组织内,高浓度镉暴露诱导MT含量,并造成组织的脂质过氧化损伤。一般而言,当组织内镉蓄积量过高时,会破坏蛋白质结构,酶活性受到抑制,影响各生理、生化过程。例如,肝脏组织内镉蓄积量高,超出自身的清除能力,造成肝脏内抗氧化防御系统和免疫功能相关酶的活性被抑制;而肌肉组织内镉蓄积量远低于肝脏中的蓄积量,抗氧化防御系统和免疫功能相关酶被诱导以应对镉和海水酸化胁迫造成的损伤。海水酸化（pH 7.70和7.30）仅对幼鱼肝脏和鳃组织中的CAT和LZM活性和肌肉中ACP的活性产生影响,未显着影响三个生物组织内其他抗氧化防御响应和免疫应答相关生物标志物。这可能与幼鱼已经形成了完善的酸碱调节系统有关。海水酸化下生物体内多余的CO2和H+在酸碱调节酶（CA）、缓冲离子和跨膜蛋白（Na/K-ATP酶和H+-ATP酶）作用下被及时清除,从而保护幼鱼各组织免受海水酸化的影响。但是,海水酸化在一定程度上会加剧褐牙鲆幼鱼对镉暴露的抗氧化防御响应和免疫应答。5、构建了综合生物标志物响应指数（IBR）以评估海水酸化和镉复合胁迫对褐牙鲆仔鱼或幼鱼的抗氧化防御系统和免疫应答-生物矿化的毒性效应。仔鱼或幼鱼各组织的抗氧化防御和免疫功能-生物矿化对复合胁迫比对单一胁迫的响应更加敏感,即海水酸化会加剧镉暴露对褐牙鲆仔鱼和幼鱼的毒性效应。此外,仔鱼对复合污染的相关生理响应比幼鱼更敏感和显着。相较于单一的生物标志物评价法,IBR法能够更加客观地评估复合胁迫对受试生物的综合生物毒性效应。
刘成军[8]（2020）在《辅助生殖技术中同卵多胎影响因素及解决方法的研究》文中研究说明经辅助生殖技术治疗后同卵多胎发生率明显高于自然妊娠,极大的增加了妊娠风险。目前研究已经证实年轻女性、诱导排卵药物及口服避孕药增加了同卵多胎的发生率,囊胚移植的同卵多胎发生率高于卵裂期胚胎,胚胎冷冻与同卵多胎的发生无关。授精方法和胚胎辅助孵化对同卵多胎的影响还没有达成共识,主要原因可能是相关研究没有限定年龄和移植胚胎的发育阶段。此外,目前大多研究是有关辅助生殖技术中影响同卵多胎的因素分析,还没有人研究如何降低同卵多胎的发生。鉴于患者的自身条件如年龄、不孕因素等无法改变,而我国对授精方法的选择也有严格限制,因此本研究主要对其它可能增加同卵多胎的因素进行了分析并提出解决方法。主要研究内容和结果如下:1.同卵多胎的影响因素分析本研究首先回顾性分析了自2010年11月到2019年10月接受体外受精-胚胎移植治疗的临床妊娠患者基本资料和同卵多胎的发生情况。将不确定因素-辅助孵化排除,采用Logistic回归分析方法对可能影响同卵多胎发生的因素进行了分析。结果发现:囊胚移植和多个胚胎移植增加了同卵多胎的发生风险,而促性腺激素用量≥3000 IU的患者同卵多胎发生风险降低。2.D2-D3胚胎辅助孵化与同卵多胎随后,我们研究分析了卵裂期胚胎（授精后D2-D3胚胎）激光透明带打薄与同卵多胎的关系,同时结合激光透明带打薄的安全性确定更合理的辅助孵化适应征。为了降低年龄对结果的影响,同时结合实际工作中辅助孵化的应用人群,将年龄分为两个阶段:高龄患者（≥38岁）和年轻患者（<38岁）。结果发现卵裂期胚胎透明带激光打薄后高龄患者同卵多胎发生风险是年轻患者的2.6倍（P<0.01）,而且最新研究表明高龄患者辅助孵化不能提高妊娠率并降低了活产率,因此建议停止对高龄患者卵裂期胚胎实施辅助孵化。年轻患者卵裂期胚胎透明带激光打薄可以降低同卵多胎的发生风险（odds ratio=0.36,P<0.01）,同时没有增加妊娠风险,因此对这部分患者可以实施辅助孵化以降低同卵多胎的发生风险。3.囊胚透明带激光打孔与同卵多胎囊胚移植同卵多胎的发生率高于卵裂期胚胎,这可能是由于延长胚胎体外培养时间造成透明带密度的增加,使囊胚孵出过程更加困难,透明带对囊胚的挤压增加从而使得囊胚分裂风险升高。本章研究了囊胚透明带激光打孔对同卵多胎发生的影响,同时结合其安全性确定是否可广泛应用于临床。结果发现:囊胚激光透明带打孔后体外受精（in vitro fertilization,IVF）来源囊胚的同卵多胎发生风险仍高于卵裂期胚胎（odds ratio=2.05,P<0.05）,但卵胞浆内单精子注射（intracytoplasmic sperm injection,ICSI）来源囊胚的同卵多胎发生率与卵裂期胚胎没有明显差异（odds ratio=0.66,P>0.05）,同时透明带打孔没有明显增加妊娠风险。因此透明带激光打孔可以作为降低ICSI来源囊胚同卵多胎发生的措施之一。4.颗粒细胞中与囊胚形成相关Marker基因的筛选透明带打孔不能有效降低IVF来源囊胚发生分裂的风险,而且多个胚胎移植也增加了同卵多胎的发生率,因此本研究通过对颗粒细胞转录组测序来筛选与囊胚形成相关的Marker基因,以期用Marker基因来挑选优质卵裂期胚胎进行单胚胎移植,避免多个胚胎移植及囊胚移植带来的负面影响同时保证妊娠率。转录组测序共发现129个差异表达基因可能与囊胚形成相关。通过GO富集和KEGG富集分析进一步筛选,共有16个与胚胎发育潜力相关的候选基因。在16个基因中筛选出REN、COL1A1和COL1A2进行RT-qPCR验证,结果显示表达趋势都是上调,与测序结果一致,其中REN和COL1A2在高囊胚率的相对表达量均显着高于低囊胚率组。因此REN和COL1A2可以作为Marker基因来预测胚胎质量。综上所述,本研究发现辅助生殖技术中能采取措施以降低同卵多胎的影响因素有胚胎移植数、辅助孵化和移植胚胎发育阶段。为了降低多胚胎移植和囊胚移植对同卵多胎影响,可以用REN和COL1A2作为Marker基因选择卵裂期优质胚胎进行移植,降低胚胎移植数甚至单胚胎移植。同时对于卵裂期胚胎移植的患者采取如下措施:年龄<38岁的患者可以实施透明带激光打薄进一步降低同卵多胎的发生,而年龄≥38岁的患者不实施辅助孵化。
马心蕊[9]（2020）在《溢油分散剂处理原油对海水青鳉胚胎发育的毒性效应》文中研究表明随着经济的蓬勃发展,石油作为现代社会主要的能源和材料,其开采量和运输量也越来越大。而石油可能通过多种途径进入海洋水体引发油污染,严重威胁海洋生态环境及海洋生物。为了缓解油污染造成的影响,溢油分散剂常被应用于处理海洋溢油事故。而溢油分散剂处理油污染可能会提高石油烃类化合物进入水体的浓度,进而增强了油类对海洋生物的毒性效应,故溢油分散剂的使用仍存在争议。本文选定海洋新型模式生物—海水青鳉（Orvzias melastigma）胚胎作为受试生物,采用半静态暴露的方式,研究了马瑞原油的水容组分（water-accommodated fracti on,WAF）、使用G M-2溢油分散剂后的化学增强水容组分（chemically enhanced WAF,CEWAF）0-14 dpf（day post fertilization,dpf）暴露对海水青鳉胚胎的影响。并通过致死率、孵化率、心率、形态学得分以及畸形评分探究使用溢油分散剂处理前后溢油污染对海水青鳉早期生命阶段的发育毒性效应的差异。具体研究结果如下:结果表明,WAF、CEWAF以及GM-2溢油分散剂暴露均使海水青鳉胚胎出现显着地发育延迟和发育异常。形态学得分系统结果显示鱼鳔发育、卵黄吸收及胚胎的孵化对暴露较为敏感。自10 dpf起,WAF、CEWAF以及GM-2对海水青鳉胚胎心率呈现低稀释比组（0%-60%）促进、高稀释比组（80%和100%）抑制的影响。本研究将海水青鳉胚胎的行动分为身体尾部扭动、胸鳍摆动以及眼睛转动,三项的频率总计呈现低稀释比组减少、高稀释比组增多的趋势。而畸形评分系统结果表明卵黄吸收异常、心血管出血、心包水肿和.卵黄水肿较易于发生。100%稀释比组中,WAF、CEWAF以及GM-2暴露的海水青鳉胚胎畸形率依次为61.89±7.08%、75.17±9.81%以及43.00 ± 3.89%。暴露至14 dpf时,CEWAF的LC50为8.05 mg·L-1,LC20为1.80 mg· L-1。WAF胚胎死亡率未达50%,其LC20为2.41 mg·L-1,而GM-2暴露胚胎死亡率未达20%。通过采用紫外分光光度法测定总石油烃浓度,以及气相色谱—质谱联用技术（GC-MS）对16种优先控制多环芳烃进行检测后发现,相较于WAF,CEWAF中总石油烃浓度和多环芳烃含量都显着增加,其中3-5环的苯并蒽、苯并芘和苯并荧蒽等水溶性很小而“三致”作用较强的多环芳烃含量的增加倍数相对更为显着,分析其机制可能是溢油分散剂中的表面活性剂对原油中脂溶性较大的多环芳烃有更强的增溶作用,导致使用溢油分散剂后的CEWAF 比 WAF的生物毒性效应有所增强。研究结果可为溢油污染对海洋生物的损害评估以及溢油分散剂的使用管理提供理论基础。
邱逸忱[10]（2020）在《氯化铈对稀有鮈鲫急性、亚慢性及慢性毒性研究》文中研究说明稀土元素因具有各种优良的理化性质,从而在工业、农业、医学等领域被广泛使用,导致其通过各种途径大量进入生态环境中。因为稀土元素进入生物体内积蓄一定量后会对机体造成毒性作用,而关于稀土元素铈的毒理研究较为少见,且所采用的受试动物多非我国本土推荐实验动物。故本研究以氯化铈为试验毒物,以我国本土推荐实验动物稀有鮈鲫为研究对象,研究了铈离子暴露对稀有鮈鲫的急性毒性、亚慢性和慢性毒性效应。主要研究结果如下:1、急性毒性试验结论分析:稀有鮈鲫在铈离子暴露下的96h LC50为1.07 mg/L,95%置信区间为0.986-1.168 mg/L,安全浓度（SC）、无可观察效应浓度（NOEC）、最低可观察效应浓度（LOEC）和最大允许毒物浓度（MATC）分别为0.11、0.50、0.72和0.60 mg/L。2、胚胎-卵黄囊期仔鱼毒性试验结论分析:（1）暴露36h时,0.04 mg/L浓度组稀有鮈鲫胚胎30s内胚胎自主运动次数与对照组相比降低极显着（P<0.01）;0.32mg/L浓度组增加显着（P<0.05）。（2）暴露48h时,0.02和0.32 mg/L浓度组胚胎心率明显上升（P<0.05）;72h时,0.02、0.04、0.08 mg/L浓度组明显下降（P<0.01）,0.32 mg/L浓度组上升（P<0.05）;84h时,0.16、0.32 mg/L和0.50 mg/L浓度组升高（P<0.05）。（3）暴露72h后,0.02 mg/L浓度组孵化率明显增加（P<0.01）,0.08 mg/L浓度组上升（P<0.05）;暴露96h后,0.02和0.04 mg/L浓度组降低（P<0.05）。（4）暴露168h后,0.02、0.16、0.32和0.50 mg/L浓度组累计死亡率升高（P<0.01）。（5）暴露168 h后,0.08、0.16和0.50 mg/L浓度组仔鱼心包面积增加（P<0.05或P<0.01）;0.04、0.16、0.32和0.50 mg/L浓度组仔鱼卵黄囊面积增加（P<0.01）。（6）试验结束（暴露168h）时,0.02-0.50 mg/L浓度组体长减少（P<0.01）;0.02、0.04、0.32和0.50 mg/L组体重下降（P<0.01）,0.16 mg/L组体重上升（P<0.05）。3、28d慢性毒性试验完成后,相较与对照组,稀有鮈鲫鳃和肝脏组织形态结构研究结果:0.50 mg/L浓度组稀有鮈鲫鳃小片平均长度有显着降低（P<0.05）;0.08-0.50mg/L浓度组稀有鮈鲫鳃小片平均宽度升高（P<0.05或P<0.01）;0.08-0.32 mg/L浓度组稀有鮈鲫鳃小片平均面积有显着（P<0.05）或极显着升高（P<0.01）。鳃的明显病理学特征有鳃小片上皮扭曲、鳃丝上皮增生、水肿以及脱落坏死。肝的症状有毛细血管膨胀充血、肝细胞空泡化、核溶解和大面积坏死等。4、28d慢性毒性试验结束后,稀有鮈鲫抗氧化应激指标分析表明:（1）与对照组相比,0.16 mg/L浓度组肝胰脏MDA含量减少（P<0.05）,0.32 mg/L组上升（P<0.01）。（2）0.04、0.08和0.16 mg/L浓度组肝胰脏SOD活性降低（P<0.05或P<0.01）;0.32 mg/L浓度组SOD活性上升（P<0.01）;0.50 mg/L浓度组下降（P<0.01）。（3）0.04、0.08和0.16 mg/L浓度组CAT活性均降低（P<0.05或P<0.01）;0.32 mg/L浓度组上升（P<0.01）;0.50 mg/L浓度组CAT活性降低（P<0.01）。
二、孵化过程中死亡胚胎的监测（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、孵化过程中死亡胚胎的监测（论文提纲范文）
（1）3nm氧化铁纳米颗粒对斑马鱼胚胎发育的毒性作用机制的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 纳米颗粒的概述 |
| 1.2 铁氧纳米颗粒的研究 |
| 1.2.1 铁氧纳米颗粒的特性 |
| 1.2.2 铁氧纳米颗粒在生物医药领域的应用 |
| 1.3 超小亚五铁氧纳米颗粒的研究现状 |
| 1.4 斑马鱼在毒理学研究中的应用 |
| 1.4.1 模式生物斑马鱼 |
| 1.4.2 以斑马鱼作为血管和血细胞发育毒性的研究工具 |
| 1.4.3 以斑马鱼作为神经发育毒性的研究工具 |
| 1.4.4 以斑马鱼作为肝脏及肾脏发育毒性的研究工具 |
| 1.4.5 以斑马鱼作为肝脏及肾脏发育毒性的研究工具 |
| 1.4.6 以斑马鱼作为骨骼发育毒性的研究工具 |
| 1.5 斑马鱼胚胎在纳米毒理学中的应用 |
| 1.6 转录组测序技术和加权共表达网络分析 |
| 1.7 本研究的目的和意义 |
| 第二章 不同尺寸氧化铁纳米颗粒的毒理学研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验动物 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 溶液配制 |
| 2.2.4 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 不同尺寸的FeNPs制备与表征 |
| 2.3.2 FeNPs对斑马鱼胚胎的处理 |
| 2.3.3 胚胎活力统计分析 |
| 2.3.4 氧化胁迫和细胞凋亡检测 |
| 2.4 实验结果 |
| 2.4.1 3 nm FeNPs的表征 |
| 2.4.2 FeNPs对斑马鱼胚胎活力的影响 |
| 2.4.3 FeNPs导致的斑马鱼胚胎的畸形率 |
| 2.4.4 FeNPs对斑马鱼胚胎的氧化胁迫作用 |
| 2.4.5 FeNPs处理斑马鱼胚胎后的凋亡检测 |
| 2.5 小结和讨论 |
| 第三章 不同尺寸FeNPs对斑马鱼器官发育的形态学影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 实验动物 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 血红蛋白染色 |
| 3.3.2 原位杂交 |
| 3.3.3 油红染色 |
| 3.3.4 数据分析 |
| 3.4 实验结果 |
| 3.4.1 FeNPs对斑马鱼的心脏发育的影响 |
| 3.4.2 FeNPs对斑马鱼的血管发育的影响 |
| 3.4.3 FeNPs对斑马鱼的肝脏发育的影响 |
| 3.4.4 FeNPs对斑马鱼肾脏发育的影响 |
| 3.4.5 FeNPs对斑马鱼软骨发育的影响 |
| 3.5 小结和讨论 |
| 第四章 FeNPs对斑马鱼神经肌肉和运动系统发育的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 实验动物 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 图像数据分析 |
| 4.3.2 行为学分析 |
| 4.4 实验结果 |
| 4.4.1 FeNPs影响斑马鱼胚胎的神经发育 |
| 4.4.2 3 nm FeNPs影响斑马鱼胚胎骨骼肌发育 |
| 4.4.3 不同粒径FeNPs对斑马鱼自发运动的影响 |
| 4.4.4 斑马鱼胚胎的运动轨迹分析 |
| 4.5 小结和讨论 |
| 第五章 3 nm FeNPs对不同时期的斑马鱼胚胎的转录组水平的毒性分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 样品准备 |
| 5.2.2 高通量测序流程 |
| 5.2.3 RNA-Seq数据过滤与分析 |
| 5.2.4 实时定量荧光PCR |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 总RNA质检结果 |
| 5.3.2 RNA-Seq数据过滤和Reads的表达分布 |
| 5.3.3 斑马鱼胚胎发育不同时期的差异基因表达及分析 |
| 5.3.4 实时定量PCR验证数据可靠性 |
| 5.4 小结和讨论 |
| 第六章 加权共表达网络分析挖掘3 nm FeNPs对斑马鱼胚胎发育的毒性的关键基因 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.4 实验结果 |
| 6.4.1 差异表达基因共表达模块的构建 |
| 6.4.2 模块内基因GO功能和KEGG pathway富集分析 |
| 6.4.3 关键hub基因的筛选 |
| 6.4.4 特定模块的共表达网络分析 |
| 6.5 小结与讨论 |
| 6.5.1 hub基因plcd1a对神经肌肉的毒性分析 |
| 6.5.2 hub基因prkcdb涉及的涉及的过氧化损伤和炎性反应 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 本文的主要结论 |
| 7.2 本文的创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录一 转录组测序Clean reads的数量 |
| 附录二 转录组测序Clean reads参考基因组比对 |
| 附录三 引物序列表 |
| 攻读博士学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（2）PFOS替代品OBS在斑马鱼体内的毒代动力学及毒性作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略语 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 全氟化合物(PFASs)概述 |
| 1.1.2 全氟化合物(PFASs)的环境分布与归趋 |
| 1.1.3 全氟化合物(PFASs)的分析检测方法 |
| 1.1.4 全氟化合物(PFASs)的生物富集和组织分布 |
| 1.1.5 全氟化合物(PFASs)的毒理学研究进展 |
| 1.1.6 新型全氟化合物(PFASs)研究进展 |
| 1.2 全氟壬烯氧基苯磺酸钠(OBS)的环境污染现状及研究进展 |
| 1.2.1 OBS概述 |
| 1.2.2 OBS环境分布及污染现状 |
| 1.2.3 OBS生态毒理效应研究进展 |
| 1.3 斑马鱼在生态毒理学中的应用 |
| 1.4 抗氧化系统 |
| 1.5 斑马鱼肠道菌群研究概况 |
| 1.6 研究意义和主要研究内容 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 OBS在斑马鱼体内的富集、组织分布和代谢规律 |
| 2.1 实验器材与试剂 |
| 2.1.1 主要仪器设备 |
| 2.1.2 主要试剂耗材 |
| 2.1.3 斑马鱼自动暴露系统 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 斑马鱼的准备 |
| 2.2.2 富集和代谢实验 |
| 2.2.3 斑马鱼体内OBS的提取与净化 |
| 2.2.4 LC-MS/MS定性定量分析 |
| 2.2.5 总蛋白的测定 |
| 2.2.6 同源建模和分子对接 |
| 2.2.7 QA/QC |
| 2.2.8 数据分析 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 水样和鱼体中PFASs分析方法的建立 |
| 2.3.2 斑马鱼生理指标的影响 |
| 2.3.3 暴露溶液中PFASs的浓度 |
| 2.3.4 PFAS在斑马鱼体内的富集与清除 |
| 2.3.5 OBS在斑马鱼成鱼体内的组织分布特征 |
| 2.3.6 结合模式分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 OBS对斑马鱼的发育毒性及分子机制 |
| 3.1 实验器材与试剂 |
| 3.1.1 主要仪器设备 |
| 3.1.2 主要试剂耗材 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 斑马鱼的养殖和胚胎暴露实验 |
| 3.2.2 OBS对斑马鱼胚胎发育的影响 |
| 3.2.3 OBS对斑马鱼胚胎发育过程关键基因表达量的影响 |
| 3.2.4 总RNA提取及浓度测定 |
| 3.2.5 cDNA合成与实时荧光定量PCR |
| 3.2.6 数据统计分析 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 OBS对斑马鱼胚胎发育的影响 |
| 3.3.2 OBS对斑马鱼胚胎发育关键基因表达量的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 OBS对斑马鱼抗氧化系统的影响及分子机制 |
| 4.1 实验器材与试剂 |
| 4.1.1 主要仪器设备 |
| 4.1.2 主要试剂耗材 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 斑马鱼暴露实验 |
| 4.2.2 ROS和抗氧化酶活性的检测 |
| 4.2.3 组织病理切片制作与观察 |
| 4.2.4 Western blot |
| 4.2.5 数据统计分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 OBS对斑马鱼抗氧化系统的影响 |
| 4.3.2 对Nrf2、CAT和SOD蛋白表达的影响 |
| 4.3.3 OBS对斑马鱼组织病理的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 OBS对斑马鱼肠道菌群的影响 |
| 5.1 实验器材与试剂 |
| 5.1.1 主要仪器设备 |
| 5.1.2 主要试剂耗材 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 斑马鱼暴露实验 |
| 5.2.2 总DNA提取与检测 |
| 5.2.3 PCR扩增 |
| 5.2.4 PCR产物鉴定、纯化及定量 |
| 5.2.5 构建PE文库及Illumina测序 |
| 5.2.6 组织病理切片制作与观察 |
| 5.2.7 数据处理 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 OUT聚类与注释 |
| 5.3.2 肠道菌群组成结构分析 |
| 5.3.3 LEfSe多级物种差异判别分析 |
| 5.3.4 组织病理学分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足和展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
（3）2,4-二叔丁基苯酚对斑马鱼的免疫毒性效应及其作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 2,4-二叔丁基苯酚的环境现状及毒理学研究进展 |
| 1.1.1 2,4-DTBP的环境现状 |
| 1.1.2 2,4-DTBP的毒理学研究进展 |
| 1.2 合成酚类抗氧化剂对鱼类的毒性效应 |
| 1.3 组学技术在化学品毒性评价中的意义 |
| 1.4 研究目的与内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 2,4-二叔丁基苯酚对斑马鱼胚胎的急性毒性及发育毒性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验动物与条件 |
| 2.2.2 试剂与仪器 |
| 2.2.3 胚胎收集 |
| 2.2.4 2,4-DTBP急性毒性暴露实验 |
| 2.2.5 2,4-DTBP发育毒性暴露实验 |
| 2.2.6 运动活性监测 |
| 2.2.7 焦虑行为测试 |
| 2.2.8 实时荧光定量PCR |
| 2.2.9 数据处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 2,4-DTBP 对斑马鱼胚胎的 96h-LC_(50) |
| 2.3.2 2,4-DTBP对斑马鱼胚胎/仔鱼的发育毒性 |
| 2.3.3 光暗交替刺激下2,4-DTBP对斑马鱼仔鱼运动行为的影响 |
| 2.3.4 2,4-DTBP对斑马鱼仔鱼焦虑行为的影响 |
| 2.3.5 2,4-DTBP对斑马鱼仔鱼多巴胺和5-羟色胺通路的影响 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 2,4-二叔丁基苯酚对斑马鱼胚胎/仔鱼的转录组学分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 暴露实验 |
| 3.2.2 转录组测序 |
| 3.2.3 生物信息学分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 2,4-二叔丁基苯酚对斑马鱼胚胎/仔鱼的免疫毒性效应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 仔鱼6 d暴露实验 |
| 4.2.2 实时荧光定量PCR |
| 4.2.3 仔鱼NF-κB蛋白含量测定 |
| 4.2.4 组织病理学切片(HE染色) |
| 4.2.5 仔鱼摄食能力测试 |
| 4.2.6 一氧化氮(NO)检测 |
| 4.2.7 中性红染色 |
| 4.2.8 宿主抵抗力实验 |
| 4.2.9 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 2, 4-DTBP对斑马鱼仔鱼NF-κB通路的影响 |
| 4.3.2 2, 4-DTBP对斑马鱼仔鱼NF-κB蛋白含量的影响 |
| 4.3.3 2, 4-DTBP对斑马鱼仔鱼肠道屏障的影响 |
| 4.3.4 2, 4-DTBP对斑马鱼仔鱼体内NO含量的影响 |
| 4.3.5 2, 4-DTBP对斑马鱼仔鱼巨噬细胞吞噬能力的影响 |
| 4.3.6 2, 4-DTBP对斑马鱼仔鱼摄食能力的影响 |
| 4.3.7 2, 4-DTBP对斑马鱼仔鱼抵抗力的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 2,4-二叔丁基苯酚对斑马鱼成鱼肠道的免疫毒性效应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 成鱼28 d暴露实验 |
| 5.2.2 成鱼摄食能力测试 |
| 5.2.3 实时荧光定量PCR |
| 5.2.4 成鱼肠道NF-κB蛋白含量测定 |
| 5.2.5 组织病理学切片(HE染色) |
| 5.2.6 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 2,4-DTBP长期暴露对成年斑马鱼存活率的影响 |
| 5.3.2 2,4-DTBP长期暴露对成年斑马鱼摄食能力的影响 |
| 5.3.3 2,4-DTBP长期暴露对成年斑马鱼肠道屏障的影响 |
| 5.3.4 2,4-DTBP长期暴露对成年斑马鱼肠道内NF-κB蛋白含量的影响 |
| 5.3.5 2,4-DTBP长期暴露对成年斑马鱼肠道内NF-κB通路的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论 |
| 第七章 不足与展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及硕士期间研究成果 |
（4）灰尘中重金属和邻苯二甲酸酯复合污染特征及毒理学效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景、目的及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 选题目的与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 灰尘污染特征研究 |
| 1.2.2 复合污染环境效应研究现状 |
| 1.2.3 灰尘毒理学效应机制研究 |
| 1.2.4 灰尘污染物健康风险评价 |
| 1.3 研究内容 |
| 第2章 材料与研究方法 |
| 2.1 灰尘样品采集 |
| 2.1.1 样品采集 |
| 2.1.2 灰尘样品测试方法 |
| 2.1.3 污染评估方法 |
| 2.1.4 健康风险评价 |
| 2.2 青鳉鱼胚胎暴露实验 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 青鳉鱼胚胎生存和发育情况记录 |
| 2.2.3 酶活性及蛋白含量测定 |
| 2.2.4 基因相对表达量的测定 |
| 2.3 青鳉鱼暴露实验 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 酶活性及蛋白含量测定 |
| 2.3.3 基因相对表达量的测定 |
| 2.3.4 代谢组学研究 |
| 2.4 数据处理 |
| 第3章 长春市灰尘重金属和邻苯二甲酸酯污染特征研究 |
| 3.1 灰尘重金属污染 |
| 3.2 灰尘邻苯二甲酸酯污染 |
| 3.3 灰尘重金属和邻苯二甲酸酯的影响因素 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 灰尘中组分Cd和 DEHP复合污染对青鳉鱼早期发育阶段的毒性效应 |
| 4.1 Cd、DEHP单一和复合污染对青鳉鱼胚胎发育毒性 |
| 4.1.1 Cd、DEHP单一和复合作用对青鳉鱼胚胎的致畸作用 |
| 4.1.2 Cd、DEHP单一和复合作用对青鳉鱼胚胎孵化的影响 |
| 4.1.3 Cd、DEHP单一和复合作用对青鳉鱼心率的影响 |
| 4.1.4 Cd、DEHP单一和复合作用对青鳉鱼胚胎的致死作用 |
| 4.2 Cd、DEHP单一和复合污染对青鳉鱼胚胎的氧化应激效应 |
| 4.3 Cd、DEHP单一和复合污染对青鳉鱼胚胎发育相关基因表达影响 |
| 4.3.1 对青鳉鱼胚胎发育相关基因表达的影响 |
| 4.3.2 对青鳉鱼胚胎骨骼发育相关基因表达的影响 |
| 4.3.3 对青鳉鱼心脏发育相关基因表达的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 灰尘中组分Cd和 DEHP复合污染对青鳉鱼成鱼的毒性效应 |
| 5.1 Cd、DEHP单一和复合作用对青鳉鱼发育毒性 |
| 5.1.1 Cd、DEHP单一和复合作用对青鳉鱼致畸作用 |
| 5.1.2 Cd、DEHP单一和复合作用对青鳉鱼的致死作用 |
| 5.2 Cd、DEHP单一和复合污染对青鳉鱼的氧化应激效应 |
| 5.3 Cd、DEHP单一和复合污染对青鳉鱼发育相关基因表达影响 |
| 5.4 Cd、DEHP单一和复合污染对青鳉鱼毒性的代谢组学研究 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 灰尘重金属和邻苯二甲酸酯的健康风险评价 |
| 6.1 人体健康风险评估 |
| 6.2 人体健康风险评估的不确定性分析 |
| 6.3 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果发表文章 |
（5）种蛋孵化期LED绿光调控对胚胎与雏鸡啄癖相关激素的影响机理（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 鸡的啄癖行为 |
| 1.1.2 鸡的啄癖动机与激素 |
| 1.1.3 光照调控鸡行为的生理基础 |
| 1.1.4 现存啄癖防控方法 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 光照对鸡啄癖的调控作用 |
| 1.2.2 蛋白组学分析 |
| 1.3 研究目的 |
| 1.4 研究意义 |
| 1.5 主要研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 主要研究内容 |
| 1.5.2 技术路线图 |
| 第二章 不同品种种蛋啄癖相关激素水平与外观品质相关性研究 |
| 引言 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验样本 |
| 2.1.2 种蛋外观品质检测 |
| 2.1.3 种蛋蛋黄样品提取与处理 |
| 2.1.4 啄癖相关激素测定 |
| 2.1.5 统计学分析 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 种蛋蛋黄啄癖相关激素水平分析 |
| 2.2.2 种蛋尺寸统计 |
| 2.2.3 种蛋蛋壳色度统计 |
| 2.2.4 种蛋蛋黄啄癖相关激素与种蛋尺寸相关性分析 |
| 2.2.5 种蛋蛋黄啄癖相关激素与种蛋蛋壳色度相关性分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 LED绿光调控种蛋孵化与育雏期啄癖相关激素的研究 |
| 引言 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 实验样本 |
| 3.1.2 孵化光照处理 |
| 3.1.3 孵化过程 |
| 3.1.4 育雏过程 |
| 3.1.5 组织样品提取 |
| 3.1.6 啄癖相关激素水平测定 |
| 3.1.7 统计学分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 孵化期啄癖相关激素分析 |
| 3.2.2 孵化期啄癖相关激素节律分析 |
| 3.2.3 育雏期啄癖相关激素水平分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 LED绿光调控孵化对雏鸡下丘脑影响的蛋白质组学研究 |
| 引言 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 实验样本 |
| 4.1.2 孵化、育雏过程及采样 |
| 4.1.3 实验样品处理 |
| 4.1.4 质谱数据分析 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 蛋白质鉴定结果总览 |
| 4.2.2 数据质控 |
| 4.2.3 样品重复性检验 |
| 4.2.4 差异蛋白筛选 |
| 4.2.5 差异蛋白功能分类 |
| 4.2.6 差异蛋白功能富集分析 |
| 4.2.7 聚类分析与蛋白互作网络分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 LED绿光与褪黑素协同调控孵化对雏鸡啄癖相关激素与节律的影响 |
| 引言 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 试验试剂与预处理 |
| 5.1.2 实验样本与孵化前预处理 |
| 5.1.3 孵化光照处理 |
| 5.1.4 孵化过程 |
| 5.1.5 组织样品提取 |
| 5.1.6 生理激素水平测定 |
| 5.1.7 统计学分析 |
| 5.2 结果 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 总结、创新与展望 |
| 6.1 全文总结 |
| 6.2 本研究创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历 |
（6）邻苯二甲酸二辛酯（DEHP）通过损害多巴胺能信号传导改变斑马鱼运动行为功能及其机制（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 邻苯二甲酸二辛酯(DEHP)概述 |
| 1.2 DEHP的环境分布 |
| 1.3 DEHP的毒性效应 |
| 1.4 多巴胺能系统 |
| 1.5 细胞凋亡 |
| 1.6 氧化应激 |
| 1.7 斑马鱼在毒理学中的应用 |
| 1.8 本课题的立项依据、意义和目的 |
| 第二章 材料和方法 |
| 2.1 试剂及仪器 |
| 2.2 溶液配制 |
| 2.3 斑马鱼饲养和胚胎暴露 |
| 2.4 斑马鱼常规发育指标 |
| 2.5 斑马鱼胚胎自主运动活力评估 |
| 2.6 斑马鱼幼鱼运动行为分析 |
| 2.7 基因表达分析 |
| 2.8 斑马鱼幼鱼脑部的细胞凋亡检测(吖啶橙(AO)染色) |
| 2.9 多巴胺水平测定 |
| 2.10 氧化应激水平测定:丙二醛(MDA)和超氧歧化酶(SOD) |
| 2.11 数据统计分析 |
| 2.12 技术路线图 |
| 第三章 结果 |
| 3.1 斑马鱼常规发育指标 |
| 3.2 胚胎自主运动活力评估 |
| 3.3 斑马鱼幼鱼运动行为 |
| 3.4 斑马鱼幼鱼多巴胺系统基因和凋亡相关基因的表达 |
| 3.5 斑马鱼幼鱼体内多巴胺含量 |
| 3.6 斑马鱼幼鱼脑部细胞凋亡状况 |
| 3.7 斑马鱼幼鱼氧化应激水平 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 DEHP暴露对斑马鱼常规发育指标的影响 |
| 4.2 DEHP暴露对胚胎自主运动和幼鱼运动行为的影响 |
| 4.3 DEHP暴露对斑马鱼幼鱼多巴胺能系统的影响 |
| 4.4 DEHP暴露对斑马鱼幼鱼凋亡相关基因和脑部凋亡水平的影响 |
| 4.5 DEHP暴露对斑马鱼幼鱼氧化应激的影响 |
| 4.6 DEHP暴露与多巴胺能信号传导、氧化应激和细胞凋亡之间的关系 |
| 第五章 结语 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 本研究的特色、创新性与局限性 |
| 参考文献 |
| 综述 邻苯二甲酸二辛酯(DEHP)的毒性研究进展 |
| 参考文献 |
| 附录一 硕士期间已发表论文 |
| 附录二 个人简历 |
| 致谢 |
（7）海水酸化和镉复合胁迫下褐牙鲆（Paralichthys olivaceus）仔幼鱼抗氧化防御响应和免疫应答（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 海洋酸化及其对海洋生物早期生活史的作用 |
| 1.1.1 海洋酸化现象 |
| 1.1.2 海洋酸化对海洋生物早期生活史的作用 |
| 1.1.2.1 繁殖发育和生长存活 |
| 1.1.2.2 抗氧化防御系统 |
| 1.1.2.3 免疫应答 |
| 1.1.2.4 生物矿化 |
| 1.2 镉(Cd)对海洋生物早期生活史的作用 |
| 1.2.1 繁殖发育和生长存活 |
| 1.2.2 抗氧化防御系统 |
| 1.2.3 免疫应答 |
| 1.3 海洋酸化条件下镉对海洋生物早期生活史的作用 |
| 1.4 研究意义、研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 海水酸化和镉复合胁迫对胚胎仔鱼发育和生长存活的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 受精卵的采集 |
| 2.1.2 实验设计 |
| 2.1.3 生物学指标测定 |
| 2.1.4 水样的采集和测定 |
| 2.1.5 数据分析 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 实验水体的理化参数 |
| 2.2.2 仔鱼的卵黄囊吸收速率 |
| 2.2.3 胚胎仔鱼孵化发育和生长存活 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 海水酸化和镉复合胁迫对胚胎孵化的影响 |
| 2.3.2 海水酸化和镉复合胁迫下仔鱼的形态发育畸形 |
| 2.3.3 胚胎仔鱼的生长存活对海水酸化和镉复合胁迫的响应 |
| 第3章 仔鱼抗氧化防御系统和免疫功能对海水酸化和镉复合胁迫的响应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 受精卵的收集 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.1.3 水样的采集与分析 |
| 3.1.4 生物样品的采集与分析 |
| 3.1.5 数据分析 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 实验水体的理化参数 |
| 3.2.2 仔鱼生物体中的镉蓄积量 |
| 3.2.3 海水酸化和镉复合胁迫对仔鱼抗氧化防御系统的作用 |
| 3.2.4 仔鱼对海水酸化和镉复合胁迫的免疫应答 |
| 3.2.5 海水酸化和镉复合胁迫对仔鱼生物矿化的作用 |
| 3.2.6 综合生物标志物响应(IBR) |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 海水酸化胁迫下镉在生物体内的蓄积 |
| 3.3.2 仔鱼抗氧化防御系统对海水酸化和镉复合胁迫的响应 |
| 3.3.3 海水酸化和镉复合胁迫下仔鱼的免疫应答 |
| 3.3.4 海水酸化条件下镉暴露对仔鱼生物矿化功能的影响 |
| 3.3.5 综合生物标志物响应(IBR) |
| 第4章 生物组织水平上幼鱼对海水酸化和镉复合胁迫的生理响应 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验用鱼的驯化 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 水样的采集与分析 |
| 4.1.4 生物样品的采集与分析 |
| 4.1.5 数据分析 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 实验水体的理化参数 |
| 4.2.2 幼鱼肝脏、鳃和肌肉组织内的镉蓄积量 |
| 4.2.3 组织水平上幼鱼对海水酸化和镉复合胁迫的氧化应激响应 |
| 4.2.3.1 肝脏 |
| 4.2.3.2 鳃 |
| 4.2.3.3 肌肉 |
| 4.2.4 组织水平上幼鱼对海水酸化和镉复合胁迫的免疫应答 |
| 4.2.4.1 肝脏 |
| 4.2.4.2 鳃 |
| 4.2.4.3 肌肉 |
| 4.2.5 综合生物标志物响应(IBR) |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 镉蓄积的组织特异性 |
| 4.3.2 幼鱼对海水酸化和镉暴露的氧化应激响应的组织间差异性 |
| 4.3.3 幼鱼对海水酸化和镉暴露的免疫应答的组织间差异性 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（8）辅助生殖技术中同卵多胎影响因素及解决方法的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 前言 |
| 第一篇 文献综述 |
| 第一章 同卵多胎的研究进展 |
| 1.1 人类同卵多胎发生的研究进展 |
| 1.2 人类辅助色生殖技术中同卵多胎的研究进展 |
| 1.2.1 人类辅助生殖技术中同卵多胎的发生情况 |
| 1.2.2 ART中增加同卵多胎因素的研究 |
| 1.2.3 ART增加同卵多胎的机理 |
| 1.3 同卵多胎的妊娠风险及子代安全 |
| 第二章 ART中优质胚胎筛选方法的研究进展 |
| 2.1 形态学 |
| 2.2 基因表达 |
| 2.3 代谢物 |
| 第二篇 研究内容 |
| 第一章 同卵多胎的影响因素分析 |
| 1.1 研究设计和人群 |
| 1.2 同卵多胎的判定 |
| 1.3 统计分析的因素和方法 |
| 1.4 结果 |
| 1.5 讨论 |
| 1.6 小结 |
| 第二章 D2-D3胚胎辅助孵化与同卵多胎 |
| 2.1 透明带激光打薄对同卵多胎的影响 |
| 2.1.1 研究设计和人群 |
| 2.1.2 辅助孵化 |
| 2.1.3 同卵多胎的判定 |
| 2.1.4 统计方法 |
| 2.1.5 数据预处理和结果 |
| 2.2 D2-D3胚胎激光透明带打薄对妊娠风险的影响 |
| 2.2.1 研究设计和人群 |
| 2.2.2 妊娠风险比较的项目 |
| 2.2.3 统计方法 |
| 2.2.4 结果 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 囊胚透明带激光打孔与同卵多胎 |
| 3.1 囊胚透明带激光打孔对同卵多胎的影响 |
| 3.1.1 研究设计和人群 |
| 3.1.2 辅助孵化 |
| 3.1.3 同卵多胎的判定 |
| 3.1.4 统计方法 |
| 3.1.5 数据预处理和结果 |
| 3.2 囊胚透明带激光打孔对妊娠的影响 |
| 3.2.1 研究设计和人群 |
| 3.2.2 辅助孵化 |
| 3.2.3 统计的项目及定义 |
| 3.2.4 统计方法 |
| 3.2.5 结果 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 颗粒细胞中与囊胚形成相关Marker基因的筛选 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 主要试剂 |
| 4.1.2 主要仪器 |
| 4.1.3 研究设计和人群 |
| 4.1.4 授精及胚胎培养流程 |
| 4.1.5 颗粒细胞的收集和分组 |
| 4.1.5 RNA的提取和测序 |
| 4.1.6 测序结果生物信息学分析 |
| 4.1.7 实时荧光定量PCR(RT-qPCR) |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 样本基本资料 |
| 4.2.2 原始测序数据的质控 |
| 4.2.3 测序结果比对 |
| 4.2.4 高囊胚率与低囊胚率差异表达基因分析 |
| 4.2.5 差异表达基因的GO富集分析和KEGG富集分析 |
| 4.3 与囊胚形成相关基因的筛选 |
| 4.4 Marker基因的筛选和RT-qPCR验证 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 小结 |
| 结论 |
| 特别申明 |
| 参考文献 |
| 导师简介 |
| 作者简介 |
| 攻读博士期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（9）溢油分散剂处理原油对海水青鳉胚胎发育的毒性效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 海洋石油污染的来源与现状 |
| 1.2 石油污染的迁移转化 |
| 1.3 石油污染对海洋生态环境的影响研究进展 |
| 1.4 石油污染对海洋生物的影响研究进展 |
| 1.4.1 石油污染对海洋生物毒性的影响 |
| 1.4.2 石油污染对浮游生物及水生植物的影响 |
| 1.4.3 石油污染对底栖生物的影响 |
| 1.4.4 石油污染对鱼类的影响 |
| 1.5 溢油分散剂使用与研究现状 |
| 1.5.1 溢油分散剂产品与使用情况 |
| 1.5.2 溢油分散剂的毒理学研究 |
| 1.6 海水青鳉及其胚胎在毒理学中的研究现状 |
| 1.6.1 海水青鳉及其胚胎的研究概况 |
| 1.6.2 海水青鳉及其胚胎在毒理学中应用 |
| 1.7 研究内容、目的及技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 研究目的 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 受试生物 |
| 2.1.2 受试油品与溢油分散剂 |
| 2.1.3 实验海水及试剂 |
| 2.1.4 实验仪器 |
| 2.2 受试液的制备 |
| 2.3 海水青鳉胚胎的暴露实验 |
| 2.4 致死与亚致死形态学评估 |
| 2.5 数据分析 |
| 3 WAF、CEWAF以及GM-2对海水青鳉胚胎生长发育的影响 |
| 3.1 实验结果 |
| 3.1.1 WAF、CEWAF以及GM-2对海水青鳉胚胎GMS的影响 |
| 3.1.2 WAF、CEWAF以及GM-2对海水青鳉胚胎发育的影响 |
| 3.1.3 WAF、CEWAF以及GM-2对海水青鳉胚胎心率的影响 |
| 3.1.4 WAF、CEWAF以及GM-2对海水青鳉胚胎行动的影响 |
| 3.1.5 WAF、CEWAF以及GM-2对海水青鳉胚胎孵化的影响 |
| 3.2 讨论 |
| 3.3 小结 |
| 4 WAF、CEWAF以及GM-2对海水青鳉胚胎畸形和致死的影响 |
| 4.1 实验结果 |
| 4.1.1 WAF、CEWAF以及GM-2对海水青鳉胚胎畸形的影响 |
| 4.1.2 WAF、CEWAF以及GM-2对海水青鳉胚胎GTS的影响 |
| 4.1.3 WAF、CEWAF以及GM-2对海水青鳉胚胎畸形率的影响 |
| 4.1.4 WAF、CEWAF以及GM-2对海水青鳉胚胎致死率的影响 |
| 4.1.5 WAF与CEWAF对海水青鳉胚胎致死率的拟合 |
| 4.2 讨论 |
| 4.3 小结 |
| 5 使用溢油分散剂对生物毒性效应的影响机制分析 |
| 5.1 检测分析方法 |
| 5.1.1 总石油烃(TPH)浓度的测定 |
| 5.1.2 多环芳烃(PAHs)组分含量的测定 |
| 5.2 检测分析结果 |
| 5.2.1 WAF与CEWAF的总石油烃浓度测定 |
| 5.2.2 WAF与CEWAF的多环芳烃组分及含量测定 |
| 5.3 使用溢油分散剂的生物毒性效应影响机制探讨 |
| 5.4 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间的科研成果 |
（10）氯化铈对稀有鮈鲫急性、亚慢性及慢性毒性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 稀土的研究进展 |
| 1.1.1 稀土性质 |
| 1.1.2 稀土在畜禽、水产养殖中的应用 |
| 1.1.3 稀土的作用机理 |
| 1.1.4 稀土富集与污染 |
| 1.1.5 稀土毒理学研究进展 |
| 1.2 稀有鮈鲫(Gobiocypris rarus)研究进展 |
| 1.2.1 主要生物特性 |
| 1.2.2 稀有鮈鲫作为试验动物的优点 |
| 1.2.3 稀有鮈鲫作为试验动物的应用 |
| 1.3 水生动物毒理学研究进展 |
| 1.3.1 急性毒性试验 |
| 1.3.2 亚慢性毒性试验 |
| 1.3.3 慢性毒性试验 |
| 1.4 本论文研究目的、意义和内容 |
| 1.4.1 研究的目的和意义 |
| 1.4.2 本研究主要内容 |
| 第二章 铈对稀有鮈鲫的急性毒性实验 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验鱼 |
| 2.1.2 试验仪器 |
| 2.1.3 试验样品及储备液 |
| 2.1.4 试验条件控制 |
| 2.1.5 试验方法 |
| 2.1.6 数据处理 |
| 2.2 急性毒性试验结果 |
| 2.2.1 稀有鮈鲫中毒特征 |
| 2.2.2 死亡数及死亡率的统计 |
| 2.2.3 不同暴露时间的LC_(50)及毒性评价 |
| 2.3 讨论 |
| 第三章 铈对稀有鮈鲫胚胎-卵黄囊期仔鱼的毒性效应 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 试验容器 |
| 3.1.2 受试药品及试验溶液 |
| 3.1.3 试验材料 |
| 3.1.4 条件控制及试验方法 |
| 3.1.5 死亡的判断标准 |
| 3.1.6 显微观察 |
| 3.1.7 心包囊、卵黄囊面积及尺寸测量 |
| 3.1.8 统计分析 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 对稀有鮈鲫胚胎自主运动频率的影响 |
| 3.2.2 对稀有鮈鲫胚胎心率的影响 |
| 3.2.3 对胚胎累积孵化率的影响 |
| 3.2.4 胚胎-卵黄囊期仔鱼死亡率统计 |
| 3.2.5 对仔鱼心包和卵黄囊面积的影响 |
| 3.2.6 对卵黄囊期仔鱼体长和体重的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 第四章 铈对稀有鮈鲫肝胰脏和鳃组织的病理学变化 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验鱼 |
| 4.1.2 受试药品及试验溶液 |
| 4.1.3 试验试剂及器材 |
| 4.1.4 试验条件控制 |
| 4.1.5 试验方法 |
| 4.1.6 组织病理学 |
| 4.1.7 统计分析 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 鳃组织学病理症状观察与统计 |
| 4.2.2 鳃小片尺寸分析 |
| 4.2.3 肝胰脏组织形态病理变化症状观察 |
| 4.3 讨论 |
| 第五章 铈对稀有鮈鲫肝胰脏抗氧化系统的影响 |
| 5.1 材料和方法 |
| 5.1.1 试验鱼 |
| 5.1.2 受试药品及试验溶液 |
| 5.1.3 主要试剂和设备 |
| 5.1.4 试验条件及浓度分组 |
| 5.1.5 试验方法 |
| 5.1.6 数据分析 |
| 5.2 结果 |
| 5.2.1 铈对稀有鮈鲫肝胰脏MDA含量的影响 |
| 5.2.2 铈对稀有鮈鲫肝胰脏SOD活性的影响 |
| 5.2.3 铈对稀有鮈鲫肝胰脏CAT活性的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 生物的抗氧化作用 |
| 5.3.2 环境暴露胁迫对生物体抗氧化应激系统的影响 |
| 5.3.3 稀土对水生动物及水域生态的影响 |
| 第六章 结论与建议 |
| 1 主要结论 |
| 2 创新点 |
| 3 有待进一步解决的问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
四、孵化过程中死亡胚胎的监测（论文参考文献）
- [1]3nm氧化铁纳米颗粒对斑马鱼胚胎发育的毒性作用机制的研究[D]. 寇瑶. 西北大学, 2021(11)
- [2]PFOS替代品OBS在斑马鱼体内的毒代动力学及毒性作用机制研究[D]. 邹义龙. 南昌大学, 2021(02)
- [3]2,4-二叔丁基苯酚对斑马鱼的免疫毒性效应及其作用机制研究[D]. 刘旺. 内蒙古大学, 2021(12)
- [4]灰尘中重金属和邻苯二甲酸酯复合污染特征及毒理学效应[D]. 侯胜男. 中国科学院大学(中国科学院东北地理与农业生态研究所), 2021(02)
- [5]种蛋孵化期LED绿光调控对胚胎与雏鸡啄癖相关激素的影响机理[D]. 王涛. 浙江大学, 2021(01)
- [6]邻苯二甲酸二辛酯（DEHP）通过损害多巴胺能信号传导改变斑马鱼运动行为功能及其机制[D]. 肖杰锋. 汕头大学, 2021(02)
- [7]海水酸化和镉复合胁迫下褐牙鲆（Paralichthys olivaceus）仔幼鱼抗氧化防御响应和免疫应答[D]. 崔雯婷. 中国科学院大学(中国科学院海洋研究所), 2020(01)
- [8]辅助生殖技术中同卵多胎影响因素及解决方法的研究[D]. 刘成军. 吉林大学, 2020(01)
- [9]溢油分散剂处理原油对海水青鳉胚胎发育的毒性效应[D]. 马心蕊. 大连海事大学, 2020(01)
- [10]氯化铈对稀有鮈鲫急性、亚慢性及慢性毒性研究[D]. 邱逸忱. 武汉轻工大学, 2020(06)