一、Quantitative structure activity relationships for carp kidney ATPase endpoint（论文文献综述）
李梓萌,李肖乾,张文慧,纪艺凝,孙思宇,王素静,安启睿,李鹏洋,郑娜[1]（2021）在《重金属复合污染对生物影响的研究进展》文中研究表明一直以来,重金属污染都是国内外学者关注的问题.相比于单一重金属污染,多种重金属并存的复合污染更加普遍.重金属复合污染具有普遍性、复杂性等特点,它通过加和作用、拮抗作用和协同作用对生态环境产生更多不确定的影响.本文就重金属复合污染对植物、动物生长的致毒机理做出总结,并归类了重金属复合污染毒性预测模型.综述了国内外重金属复合污染研究最新进展,从环境科学、环境毒理学、分子生物学等角度出发探讨相关机理,并指出复合污染研究中存在的若干问题和发展方向.
冯程程[2]（2020）在《DMP降解菌Ensifer adhaerens DNM-S1的摄食与降解行为研究》文中研究表明目前,邻苯二甲酸二甲酯（Dimethyl phthalate,以下简称DMP）已经对自然环境造成了严重的污染。由于DMP具有环境雌激素作用,因此DMP污染对人类的危害不容忽视。本研究针对东北黑土区的气候特点,从哈尔滨市郊某处蔬菜大棚中分离得到了能够去除DMP污染的降解菌Ensifer adhaerens DNM-S1。以Ensifer adhaerens DNM-S1为研究对象,DMP为目标污染物,对DNM-S1去除DMP污染过程中的关键步骤——DNM-S1的摄食机制进行了深入地研究,探明了 DNM-S1的降解行为对环境因子的应答,并深入地探索了降解中间体对温度和PAEs种类的响应。结果表明:（1）分离并驯化了 Ensifer adhaerens DNM-S1。DNM-S1 属于Proteobacteria,Alphaproteobacteria,Rhizobiales,Rhizobiaceae,Ensifer,Ensifer adhaerens。结合DNM-S1的形态和生理生化性质,将DNM-S1命名为Ensifer adhaerens DNM-S1。DNM-S1适宜生长的pH为6-10,温度为15-35℃。采用响应面法优化了 DNM-S1的最适培养条件:DMP添加量为1475 mg·L-1、pH为7.3、温度为34.2℃。环境因子对DNM-S1生长的影响权重为:DMP添加量>pH>温度。以DMP、DEP、DBP和DEHP作为碳源时,DNM-S1的生长符合Logistic模型的描述。（2）阐释了Ensifer dhaerens DNM-S1对DMP的摄食机制。细胞表面疏水性的研究表明,Ensiferadhaerens DNM-S1具有一个较高疏水性的表面（80%以上）,并且不论改变PAEs种类或者改变碳源亲/疏水种类对DNM-S1 CSH的影响均不显着。红外光谱的研究表明,DNM-S1在2929 cm-1的吸收峰说明了其细胞外膜中含有大量的疏水性官能团,该官能团为DNM-S1摄取DMP提供了结合位点。拉曼光谱的研究表明,在DMP的诱导下,DNM-S1在1172 cm-1相对峰强度增加,说明DNM-S1细胞膜中的脂多糖含量升高,DNM-S1细胞膜组成研究结果与拉曼光谱的研究一致,这些结果表明疏水性官能团来自于DNM-S1细胞壁脂多糖中的脂肪酸,脂肪酸中的酯键依靠疏水-疏水作用与DMP结合形成氢键,将其吸附至DNM-S1的细胞外膜上。DNM-S1对DMP的吸附符合Freundlich方程描述,而灭活的DNM-S1对DMP的吸附符合Langmuir方程的描述;而在吸附体系中加入ATP酶抑制剂钒酸钠后,DNM-S1对DMP的吸附等温线变为更符合Langmuir方程描述,说明DMP从DNM-S1外膜进入到原生质中需要能量,因此DMP跨膜进入到DNM-S1原生质的方式属于主动运输。DNM-S1细胞形态研究表明,DMP不会影响DNM-S1的膜结构完整性,但在MSM培养基以及LB培养基中加入DMP会诱导DNM-S1的细胞变大。次级代谢产物的分析表明,DNM-S1会生成类胡萝卜素,这种物质可以抵消DMP给DNM-S1带来的氧化压力,说明DNM-S1具有应对DMP氧化压力的特殊生存策略,从而保证了 DMP降解过程中DNM-S1具有完整的膜,使降解反应能够顺利进行。（3）Ensifer adhaerens DNM-S 1的降解行为对环境因子的应答。Ensifer adhaerens DNM-S1降解不同初始浓度的DMP符合一级反应动力学方程,2000 mg·L-1处理DMP的降解率为84.89%;1500 mg·L-1 处理DMP 的降解率为 96.6%;1000 mg·L-1 处理 DMP 的降解率为 98.12%;500 mg·L-1处理DMP的降解率为99.73%;6 h内100 mg·L-1处理DMP的降解率为100%;3 h内50 mg·L-1处理DMP的降解率为100%。DNM-S1对低浓度（50mg·L-1）和高浓度（2000 mg·L-1）的DMP均有良好的降解效果。DNM-S1降解DEP、DBP和DEHP也符合一级反应动力学方程的描述,但随着PAEs侧链的延长,半衰期也随之延长。DNM-S1在10、15、25和35℃对DMP的降解符合一级反应动力学方程描述。经过5天处理后,35℃处理DMP含量从初始的1500 mg·L-1下降至0 mg·L-1,降解率为100%;25℃处理DMP含量从初始的1500 mg·L-1下降至200.6mg·L-1,降解率为86.62%;15℃处理DMP含量从初始的1500 mg·L-1下降至525.9 mg·L-1,降解率为64.94%;在10℃处理时,DMP从初始的1500 mg·L-1下降至1115 mg·L-1,降解率为25.73%,DNM-S1的降解率随着温度的降低而降低。（4）Ensifer adhaerens DNM-S1降解中间体对环境因子的响应。GC-MS研究表明,DMP处理检测出了 PA和PCA两种目标分子,说明DNM-S1可将DMP降解为PA,然后进一步将PA降解为下游产物PCA。而在DEP、DBP和DEHP处理中检测到了三种目标分子,分别为:DMP、PA和PCA,说明在DEP、DBP和DEHP降解过程中会生成DMP、PA和PCA。在不同处理中PAEs相应的单酯并未被检测到,但却检测到了 DMP,说明长链的PAEs降解时会先生成短链的PAEs——DMP,然后通过PA→PCA的途径进行降解。由于PCA是常见的可进入三羧酸循环的上游有机物之一,说明DNM-S1对DMP、DEP、DBP和DEHP的降解为完全降解。25和35℃处理中检测出了 3种代谢产物,分别为DMP、邻苯二甲酸和原儿茶酸。这说明在25和35℃时,Ensifer adhaerens DNM-S1在降解DMP的过程中会生成邻苯二甲酸和原儿茶酸,能将DMP完全降解。但在10和15℃处理中,DNM-S1降解DMP的代谢产物只能检测到邻苯二甲酸,说明低温条件下DNM-S1对DMP为不完全降解,不完全降解的温度阈值为15℃。（5）Ensifer adhaesren DNM-S1对DMP污染土壤的修复效果。DMP在35、25、15和10℃处理土壤中的降解行为符合一级反应动力学方程的描述,CK组DMP的降解半衰期分别为72.49、90.03、197.4和235.9 d,说明低温地区PAEs的生态风险更高。DNM-S1组DMP的降解半衰期分别为17.37、22.62、38.82和55.08 d。游离DNM-S1的引入促进了 DMP在土壤中的降解。与未修复的土壤CK相比,接种菌株DNM-S1的土壤中DMP的半衰期降低,表明DNM-S1驱动的降解是减少DMP污染的有效策略。在受到DMP污染土壤中加入游离菌DNM-S1后,脲酶活性恢复到自然土壤水平。脱氢酶在7d内受到抑制,在14d后恢复到了自然土壤的水平。转化酶活性在7-14d内没有恢复并受到抑制,但在28d后恢复到了自然土壤的水平。说明DNM-S1更容易激活土壤脲酶和脱氢酶的活性,加速DMP在土壤中的代谢。此外,DNM-S1对土壤的全氮、碱解氮、速效磷和有效钾的含量均有一定程度的增加作用,有效改善了土壤的供肥能力,有利于作物的生长。以上研究结果表明,Ensifer adhaerens DNM-S1是一株具有极高应用潜力的DMP降解菌,适宜应用于东北黑土地区DMP污染的修复。本研究的成果填补了 DMP污染修复的关键机制——摄食机制的研究空白,丰富了 DMP降解的微生物资源,为东北黑土地区DMP污染环境的修复具有重要的指导意义。
邹朝阳[3]（2019）在《不同条件下大菱鲆品质变化与蛋白氧化对品质影响机理》文中研究说明大菱鲆（Scophthatmus maximus）是国际公认的高价值食用鱼类,因其肉质鲜美,营养价值高而深受消费者喜爱。大菱鲆生长快,抗逆性强,耐密养,现已成为我国北方沿海重要的养殖经济鱼种之一,养殖区域已遍布山东半岛、辽东半岛及渤海湾地区。目前中国大菱鲆养殖产业蓬勃发展,大菱鲆的贮藏加工与综合利用必将成为大菱鲆产业发展的主要方向之一。综合研究大菱鲆营养品质特性以及加工贮藏过程中品质变化机制,可为大菱鲆的精深加工以及贮藏保鲜技术提供科学理论依据。因此,本文以大菱鲆为研究对象,对大菱鲆进行部位分割,综合评价大菱鲆不同部位的营养品质与质构特性;选择0℃冰藏与4℃冷藏探究不同贮藏温度条件下大菱鲆品质变化规律;从蛋白变性和降解的角度出发,探明0℃冰藏和4℃冷藏条件下大菱鲆肌肉蛋白氧化变性和降解的情况;通过构建羟自由基氧化体系,研究蛋白氧化对大菱鲆肌肉组织结构、质构特性及持水性的影响以及对大菱鲆肌原纤维蛋白功能特性的影响,研究结果如下:（1）比较分析大菱鲆不同部位（背部、腹部、胸腔部、尾部、裙边和鱼皮）的基本营养成分、胶原蛋白含量、氨基酸与脂肪酸组成及质构特性,并进行了营养品质评价。结果表明不同部位的粗蛋白含量存在差异,鱼皮中含量最高,达到29.04%,而裙边含量最低,为12.99%,与其他部位均有极显着差异（p<0.01）,背部、腹部、胸腔部和尾部的粗蛋白含量分别为18.76%、18.96%、17.91%和18.39%;裙边粗脂肪含量最高,占湿重的百分比为17.47%,且脂肪酸种类最多,为27种,可达318.09 mg/g,多不饱和脂肪酸的含量为其他部位的3.9-6.8倍,其中亚油酸含量最高（107.26 mg/g）,其次为DHA（64.39 mg/g）和EPA（26.61 mg/g）;鱼皮中胶原蛋白含量显着高于其余部位（p<0.01）,高达224.69 mg/g,可作为制备胶原蛋白的原料;各部位中均检测出18种氨基酸,根据化学评分与必需氨基酸指数相结合的方法进行分析,背部、腹部、胸腔部、尾部和裙边中第一限制性氨基酸均为Met+Cys,而在鱼皮中第一限制性氨基酸为Trp;另外,大菱鲆除鱼皮之外,其余各部位氨基酸组成均符合FAO/WHO参考模式标准;通过质构特性分析,发现胸腔部肌肉的硬度、咀嚼性和弹性显着高于其余部位（p<0.05）,口感更佳。（2）通过感官评价、理化分析（pH值、TVB-N值、K值、TBA值、蒸煮损失率、滴水损失率和质构）和微生物检测（菌落总数）对4°C冷藏和0°C冰藏条件下大菱鲆鱼片品质变化规律进行研究,结果表明随着贮藏时间的延长,大菱鲆鱼片各项品质评价指标呈现出不同的变化趋势,pH呈先下降后上升的V型变化趋势,TVB-N值、K值、蒸煮损失率、滴水损失率和菌落总数值均呈持续上升的趋势,而感官评分、硬度、弹性、内聚性和咀嚼性则均呈持续下降的趋势。另外,0°C冰藏鱼片的各指标变化速度明显低于4°C冷藏组。综合分析不同指标的数据发现,菌落总数量、TVB-N值和感官评分能够较准确地反映出大菱鲆鱼片的品质变化情况;4℃冷藏和0℃冰藏大菱鲆鱼片的货架期分别为8 d和12 d。（3）通过测定肌原纤维蛋白氧化指标(羰基含量、巯基含量、Ca2+-ATPase活性、表面疏水性和溶解性),并结合总可溶性蛋白、水溶性蛋白和盐溶性蛋白的SDS-PAGE电泳,比较分析4°C冷藏和0°C冰藏条件下大菱鲆肌肉蛋白的氧化变性以及降解情况。结果表明随着贮藏时间的延长,冷藏和冰藏大菱鲆肌肉中羰基含量均呈上升趋势,表面疏水性增强,而巯基含量、Ca2+-ATPase活性和溶解性呈下降趋势。另外,冷藏鱼肉各项指标的变化速率明显快于冰藏组。SDS-PAGE电泳结果表明,大菱鲆肌肉中的蛋白质以肌球蛋白重链、肌动蛋白和原肌球蛋白为主。总可溶性蛋白中各条带变化不明显,而盐溶性蛋白中肌球蛋白重链、肌动蛋白和原肌球蛋白以及水溶性蛋白中76-78 kDa和91-93 KDa处条带随着贮藏时间的延长发生了明显的变化。在相同的贮藏时间内,0℃冰藏大菱鲆肌肉蛋白降解速率慢于4℃冷藏组。综上所述,4°C冷藏和0°C冰藏条件下大菱鲆肌肉蛋白均发生明显的氧化变性以及降解,并且冰藏对大菱鲆肌肉蛋白的氧化和降解具有一定的抑制作用。（4）采用羟自由基氧化体系（0.01 mmol/L FeCl3,0.1 mmol/L抗坏血酸,0、0.5、1、5、10和20 mmol/L H2O2）对大菱鲆鱼肉进行体外模拟氧化,研究蛋白氧化对大菱鲆肌肉持水性、质构特性和组织结构的影响。结果表明当H2O2的浓度较低时,羟自由基氧化体系对大菱鲆鱼肉蛋白的氧化效果不明显,而当氧化体系中H2O2的浓度大于1 mmol/L,随着浓度增加,肌原纤维蛋白的羰基含量、二聚酪氨酸含量、表面疏水性显着增高,而总巯基含量显着减少。与对照组相比,20 mmol/L H2O2组大菱鲆肌肉羰基含量、二聚酪氨酸含量和表面疏水性分别增加了147.89%、335.69%和166.73%,而总巯基含量减少43.08%。组织微观结构分析表明对照组大菱鲆肌肉组织呈紧密连接的网状结构,肌纤维排列致密,无缝隙。随着氧化体系中H2O2浓度的升高,大菱鲆肌肉组织间隙明显增大,肌肉纤维发生断裂,肌纤维结构由致密变得疏松。另外,大菱鲆肌肉持水性和质构特性也随着H2O2浓度的升高而逐渐降低,当氧化体系中H2O2浓度为20 mmol/L时,鱼肉的蒸煮损失率、滴水损失率、硬度、弹性、内聚性和咀嚼性分别为36.01%、5.82%、4005.68 g、0.743、0.588和384.19。上述结果表明蛋白氧化会破坏大菱鲆肌肉肌原纤维蛋白的结构和功能性质,导致鱼肉品质劣变,影响其加工适用性。（5）采用羟自由基氧化体系对大菱鲆肌原纤维蛋白进行体外模拟氧化,研究氧化对其肌原纤维蛋白功能特性（羰基含量、巯基含量、二聚酪氨酸含量、表面疏水性、溶解性、化学作用力、EAI、ESI以及凝胶强度、白度和保水性）的影响。当氧化体系中H2O2的浓度较低时,羟自由基氧化体系对肌原纤维蛋白的氧化效果不明显;当氧化体系中H2O2的浓度大于1 mmol/L时,随着浓度增加,肌原纤维蛋白羰基含量、二聚酪氨酸含量、表面疏水性显着增高,而总巯基含量显着减少。与对照组相比,10 mmol/L H2O2组肌原纤维蛋白羰基含量、聚酪氨酸含量和表面疏水性分别增加了161.27%、234.31%和164.82%,而总巯基含量减少29.23%。肌原纤维蛋白化学作用力随着蛋白氧化程度的增加而发生明显的变化,其中,离子键和氢键含量逐渐降低,而二硫键含量和疏水相互作用逐渐增加。与对照组相比,10 mmol/LH2O2组肌原纤维蛋白离子键和氢键含量分别降低了65.08%和64.36%,而二硫键含量和疏水相互作用分别增加了135.50%和102.54%。随氧化体系中H2O2浓度升高,肌原纤维蛋白溶解性以及蛋白凝胶强度、白度和保水性均呈下降趋势,10 mmol/L组分别下降了38.51%、27.78%、7.67%和13.24%。在氧化过程中,EAI和ESI呈先上升后下降趋势,0.5 mmol/L组分别升高了6.16%和4.40%,而10 mmol/L组分别降低了46.53%和49.13%。上述结果表明羟自由基氧化体系会促进肌原纤维蛋白发生氧化,其结构和功能性质遭到明显破坏。
高礼[4]（2016）在《典型有机紫外防晒剂对模式生物和人体细胞的毒性及其作用机理研究》文中研究说明有机紫外防晒剂被广泛添加于个人护理品中,以保护人体免遭紫外线伤害。据估计,全球每年生产的有机紫外防晒剂约10 000 t。随着人们的日常使用,这类化合物源源不断地排入环境中,成为一类新兴污染物。有机紫外防晒剂在地表水环境中的最大浓度已达到μg/L水平,但其对水生生物的生态毒性效应及作用机制尚不十分清楚。目前,尚未见到有机紫外防晒剂对水生原生动物影响的报道。此外,有机紫外防晒剂已在各种不同人体样本中被检出,流行病学调查发现,某些疾病与有机紫外防晒剂的人体内暴露浓度具有相关性,这类化合物对人体的分子毒性机制需要进一步探索。本论文主要研究内容分为两个部分。第一部分以嗜热四膜虫为模型生物,探讨有机紫外防晒剂对嗜热四膜虫的生长、细胞膜、氧化应激、多外源化合物耐受性（Multixenobiotic resistance,MXR）的影响及分子作用机制;第二部分主要探究有机紫外防晒剂对人体靶蛋白及其相关基因的交互作用,为人体健康风险评价提供参考。测试了8种常见有机紫外防晒剂对嗜热四膜虫的生长抑制作用,结果表明,4-甲基苄亚基樟脑（4-MBC）和二苯酮-3（BP-3）能够抑制嗜热四膜虫生长,24 h EC50值分别为5.125和7.544 mg/L;丁基甲氧基二苯甲酰基甲烷（BM-DBM）在高浓度组可以观察到对嗜热四膜虫的生长抑制,最大抑制率为25%;但在测试浓度范围内（0-15 mg/L）,未观察到二苯酮-4（BP-4）、甲氧基肉桂酸乙基己酯（EHMC）、胡莫柳酯（HMS）、奥克立林（OC）和对氨基苯甲酸（PABA）抑制嗜热四膜虫生长的现象。采用浓度相加（CA）模型和独立作用（IA）模型评价4-MBC、BP-3、三氯卡班（TCC）和三氯生（TCS）二元或三元联合对嗜热四膜虫的生长抑制,除了BP-3与TCC和TCS的联合毒性遵从IA模型外,大多数二元联合符合CA模型。三元混合物的毒性表现出协同效应,需引起进一步关注。总的来看,CA模型更加适用于个人护理品类有机污染物的联合毒性预测。碘化丙啶（PI）细胞膜损伤实验结果与生长抑制实验结果一致。暴露4 h,在4-MBC和BP-3的较高浓度（10和15 mg/L）组出现细胞膜损伤;随着暴露时间增加到6 h,在较低浓度（1和5 mg/L）组也出现类似现象。然而EHMC和OC对嗜热四膜虫细胞膜的损伤不显着。1 mg/L4-MBC暴露24 h,透射电镜观察到细胞膜边界模糊不清,出现明显破损,提示细胞膜损伤可能是有机紫外防晒剂对嗜热四膜虫的致毒机制之一。值得注意的是,环境相关浓度（0.1和1.0μg/L）4-MBC、BP-3、EHMC和OC单一或联合暴露,能够诱导嗜热四膜虫氧化应激响应。单一暴露时主要表现为谷胱甘肽硫转移酶（GST）活性降低,并且4-MBC和BP-3还导致过氧化氢酶（CAT）活性增加以及还原性谷胱甘肽（GSH）含量发生变化;联合暴露时主要表现为谷胱甘肽过氧化物酶（GPx）活性增加。有机紫外防晒剂在环境相关浓度水平对水生生物的不利影响应当受到重视。MXR转运蛋白是水生生物抵御外源物质干扰和环境污染的第一道防线。本论文首次研究了有机紫外防晒剂对水生生物MXR系统的影响,实验结果表明,4-MBC、BP-3和BM-DBM能够显着抑制嗜热四膜虫MXR功能,IC50值依次为23.54、40.59和26.37μM,相对于维拉帕米（VER,P-糖蛋白专属抑制剂）的抑制能力依次为23.1%、13.4%和20.6%。EHMC、OC和HMS对嗜热四膜虫MXR功能有微弱抑制。嗜热四膜虫ABCB15编码的蛋白被认为是其P-糖蛋白（P-gp）。本论文研究发现,4-MBC、BP-3、EHMC和OC在浓度为1μM即可导致ABCB15基因表达下调,而MXR功能在该浓度下并无显着变化,表明ABCB15 m RNA表达是一个可以用来指示外源化合物对嗜热四膜虫外排泵作用的更加敏感指标。有机紫外防晒剂导致嗜热四膜虫P-gp（ABCB15）基因表达下调,可能是其MXR功能被抑制的主要原因。探讨了有机紫外防晒剂和VER二元联合暴露对嗜热四膜虫MXR功能的抑制,结果发现,大多数混合体系中化合物之间具有交互作用,联合毒性表现出不同程度的拮抗效应。通过同源建模建立嗜热四膜虫P-gp三维结构,利用分子对接研究VER和6种疏水性有机紫外防晒剂与嗜热四膜虫P-gp之间的相互作用。结果表明,有机紫外防晒剂与VER结合在相同的位点,并且能够与Asn281或Ser 328产生氢键作用。4-MBC、BP-3和BM-DBM与嗜热四膜虫P-gp的结合能大小顺序为4-MBC<BM-DBM<BP-3,与其MXR功能抑制所得IC50值大小顺序一致。另一方面,利用分子对接技术,从涉及不同生物化学过程的152个蛋白中筛选有机紫外防晒剂作用于人体的靶蛋白,结果发现4-MBC、BP-3和OC除了与雄激素受体（AR）、视黄酸受体（RAR）、甲状腺激素受体（TR）、孕激素受体（PR）等核受体具有较强亲和性外,4-MBC和BP-3还展现出与基质金属蛋白酶MMP-8、MMP-9等乳腺癌通道蛋白的亲和性,需要引起关注。此外,这三种化合物在浓度为40μM及以上,可引起MRC-5细胞增殖;并且在人体内暴露浓度水平（10μM）即可引起MRC-5细胞内核受体基因表达的显着变化,特别是4-MBC和OC,能够导致雌激素受体ER-α和TR-α基因表达上调,并且使AR基因表达下调。最后,本论文根据文献报道的水环境中有机紫外防晒剂的浓度数据评价其水生生态风险,结果表明,BP-3、EHMC、4-MBC和OD-PABA具有高风险,需要加强对这类化合物的控制和管理。成年女性通过皮肤接触途径同时暴露于多种不同有机紫外防晒剂,每种防晒剂的暴露量在0.9-689 mg/d范围之内。虽然成人通过室内灰尘摄入对有机紫外防晒剂的暴露量不及皮肤直接接触的暴露量,但对于敏感人群,如婴幼儿,室内灰尘可能是其有机紫外防晒剂暴露的重要途径。
杜静芳[5]（2016）在《拮抗副溶血弧菌乳酸菌的筛选及在南美白对虾中的应用》文中认为乳酸菌广泛栖息在发酵乳制品、发酵肉制品、发酵面团和动物肠道等天然环境中,产生乳酸等酸性代谢产物、乳酸菌素、羟基脂肪酸、罗伊菌素等抗微生物活性物质,对食品革兰氏阳性细菌、革兰氏阴性细菌和腐败性真菌都具有较强的控制作用。副溶血弧菌生长在海洋环境中嗜盐性细菌,通过海产品引起人类的食物中毒。本文从鲤鱼、鲫鱼、草鱼等肠道中分离筛选对副溶血弧菌具有拮抗作用的乳酸菌菌株,并对其拮抗作用和抑菌机制进行探究,同时以南美白对虾为载体,应用乳酸菌拮抗代谢产物对副溶血弧菌进行应用研究,旨在开发一种控制水产品中致病菌生物保护剂。主要研究结果如下:1.从鲤鱼、鲫鱼、草鱼、镜鲤和鳙鱼等鱼肠道中分离获得46株对副溶血弧菌具有拮抗活性的乳酸菌菌株,从鲤鱼和鲫鱼肠道中分别筛选出抑菌活性较强的菌株LY-19和JY-22,对副溶血弧菌ATCC 33847和ATCC 17802的抑菌直径分别达到19.87 mm和20.53 mm,经生理生化和16S rDNA鉴定菌株LY-19为Lactobacillus sakei,JY-22 株为 Lactobacillus plantarum。2.菌株LY-19和JY-22抑菌活性主要来自其无细胞上清液。抑菌活性在培养24 h时达到最大值,在pH 3.0-4.5保持抑菌活性。经中性蛋白酶、胃蛋白酶、木瓜蛋白酶处理后抑菌活性部分丧失。经40℃-121℃处理30 min后,菌株拮抗活性保持不变。其中,菌株JY-22对α-淀粉酶敏感,而菌株LY-19对α-淀粉酶则不敏感。初步判定菌株LY-19抑菌物质为Ⅱ型非糖基化类,JY-22为糖基化型细菌素。3.对菌株JY-22抑菌物质进行初步纯化,得出乙酸乙酯为筛选拮抗物质的最佳萃取剂,其粗提物最小抑菌浓度为6.0 mg/mL。经SephadexG-50层析,收集获得3管中度提纯物,对冷冻干燥物进行SDS-PAGE分析,初步确定抑菌物质的分子量为4.5 ku左右。4.将菌株JY-22的粗提物应用于南美白对虾中控制副溶血弧菌研究,结果表明与对照组相比,可以使南美白对虾中的副溶血弧菌数量降低1.13 lg（cfu/g）,变化显着。相对而言,细菌菌落总数、pH和TVB-N的数值变化不大。5.利用菌株JY-22的粗提物通过细菌生长动力学、细胞膜通透性和超微结构等指标对抑菌机制进行研究,结果表明JY-22抑菌活性物质可改变副溶血弧菌生长曲线形态,从延迟期开始呈水平发展趋势;经0.6 MIC处理8 h后电导率是对照组的3.08倍,说明细菌细胞膜结构已被破坏,导致细胞通透性增加。ATP和AKP酶测定结果表明胞内物质大量溶出。扫描电镜结果表明经JY-22粗提取处理的菌体细胞严重塌陷变形,出现孔洞、溶解死亡。
杨海棠[6]（2016）在《基于斑马鱼在线心电技术的水环境污染评价》文中研究说明水体环境是生态系统的重要组成部分,水体环境的污染问题一直是关乎生态、环境、经济和民生的重要问题。目前有关水环境污染物的研究十分火热,对于污染物分类的研究也产生了多样化的标准。神经抑制类污染物拟除虫菊酯类农药属于一类使用量巨大的重要污染物。研究发现通过鱼类心电的变化反映水体环境的变化具有即时、直观、简易等优点,因此鱼类心电的研究逐渐成为研究的热点。斑马鱼具有体型小、活动灵活、生存能力强、易于饲养、成活率高、生长周期短、对毒物反应敏感等特点,成为生物实验中常见的模式生物,近年来被广泛应用于毒理生态学领域,为水环境监测领域的各项研究提供了有利条件。近年来,动物心电的研究已经广泛应用于生理学、生态学等多个领域。本文所采用的心电采集方法以张国胜的双电极接近围心腔法作为技术支持,在此基础上按照论文所需,重新设计了实验,改善了电极、导线、连接方式、粘结剂等,加入了接地电极来消除干扰。具体采集方法为:固定斑马鱼,将采集电极和参考电极分别插入斑马鱼胸部两鳍下4mm深,将接地电极插入斑马鱼腹部两鳍间中线处,接通心电采集系统,采集斑马鱼心电。本文选取了神经抑制类污染物作为水环境污染物的代表,以斑马鱼作为受试生物,以斑马鱼在溴氰菊酯中的毒性暴露实验为基础,将斑马鱼在溴氰菊酯作用下的48h半数致死浓度(48h-LC50)设为一个浓度单位（TU）,设置浓度为0.5TU、1TU和2TU,设置时间为2h、4h、8h、16h、32h和48h,探究在不同浓度和不同作用时间下斑马鱼心电的变化,并探究斑马鱼心电变化与环境胁迫及斑马鱼行为变化之间的关系。溴氰菊酯会对斑马鱼心电产生影响,心电变化的程度与溴氰菊酯的浓度和作用时间均存在相关关系。斑马鱼心电的P波、QRS波群、T波振幅代表了心脏跳动的强度,均会随着浓度的增加或者作用时间的延长而变强,说明溴氰菊酯总体上会使斑马鱼心脏跳动变强;斑马鱼的心电PR段、QT间期和ST段时间代表了心脏跳动的频率,均会随着浓度的增加或者作用时间的延长而减小,说明溴氰菊酯作用下,斑马鱼心跳会加快。但在溴氰菊酯浓度过大或者作用时间过长的情况下,斑马鱼心跳会出现相反的变弱及减慢现象。环境胁迫会对斑马鱼的心电产生非常显着的影响。以溴氰菊酯的浓度与时间的乘积来表示环境压力,随着环境压力的增加,斑马鱼心跳会出现弱—强—弱及慢—快—慢的变化,但是真正的实验过程中,环境压力并不仅仅包括污染物浓度和时间两方面,所以,图像在大致趋势一致的情况下还出现了无序性,这是斑马鱼对环境中其他压力的反应。溴氰菊酯虽然对斑马鱼的心电和行为都产生了显着影响,但通过斑马鱼心电和行为的相关性分析,两者相关性并不显着,斑马鱼心电和行为变化的内在生理机制存在差异,并且需要更为全面地研究方法来进行心电与行为的相关性分析。
吴海霞[7]（2014）在《银杏种仁抑菌蛋白及其抑菌机制研究》文中认为以银杏种仁为原料，研究了银杏种仁蛋白的抑菌活性及其抑菌机制，分析了其性质、组成及结构，为天然食品防腐剂的开发及银杏种仁的综合利用提供参考。主要研究结果如下：（1）银杏种仁中主要存在酚酸、多糖及蛋白3种抑菌活性物质。银杏种仁酚酸主要由羟基侧链为C13:0、C15:1、C17:2、C15:0、C17:1的5种组分组成，对E.coli、B.subtilis2种细菌及Penicillium1种真菌的抑菌活性较强，最小抑菌浓度分别为7.5mg/mL、15mg/mL、25mg/mL。银杏种仁多糖（50～80%醇沉级分）为一种含有87.4%多糖和1.03%蛋白的复合糖蛋白，分子量约40kDa，该多糖对B.subtilis有较强的抑菌活性，MIC为50mg/mL，但对真菌几乎无抑菌活性。银杏种仁蛋白（40～80%硫酸铵沉淀级分）对革兰氏阳性及阴性细菌均有抑菌活性，其中对K.peneumoniae的抑菌活性最强，MIC为100mg/mL，同时对Penicillium, T.delbrueckii，A.niger等3种真菌的MIC均为100mg/mL，具有广谱抑菌性。（2）采用磷酸缓冲液提取银杏种仁蛋白，以蛋白提取率为指标，采用响应面分析法探讨料液比、提取液浓度及提取时间等因素对蛋白提取率的影响，结果表明料液比、提取液浓度及提取时间均对蛋白提取率有极显着影响（P<0.01），且三者间交互作用均对蛋白质的提取率有显着影响（P<0.05），蛋白提取的最佳工艺条件为液料比20mL/g，提取液浓度0.07mol/L，提取时间14h，在此条件下，蛋白质一次提取率为86.58%，结果在可信度分析范围之内。（3）以K.peneumoniae、S.aureus2种细菌及T.delbrueckii、A.niger2种真菌为供试菌，依次采用硫酸铵分级沉淀、透析、DEAE-Cellulose52阴离子交换柱层析及Sephadex G-75凝胶过滤柱层析对银杏种仁蛋白进行纯化，确定适宜的硫酸铵饱和度为40%～80%，纯化得到1个抑菌活性最强的蛋白峰，命名为GBSP-A。GBSP-A对4种菌的最小抑菌浓度分别为20mg/mL、20mg/mL、20mg/mL及12mg/mL； SDS-PAGE显示该纯化蛋白为单一条带，表观分子量为41.8kDa, Schiff染色结果表明其为糖蛋白，蛋白与糖的比例为70﹕1；Superdex G-75柱层析结果显示GBSP-A呈单一对称峰，高效液相凝胶过滤色谱（HPGPC）检测其分子量为39.316kDa。（4）对GBSP-A的结构进行了表征，β-消去反应表明该糖蛋白的糖肽键类型为O-糖苷键，红外分析表明其为同时含有α-和β-糖苷键的吡喃糖蛋白化合物，刚果红试验表明其中的糖链不含3股螺旋，LC-MS-MS分析表明该蛋白与银杏中的一种11S结合蛋白（ginkbilobin-2precursor）匹配率很高，共得到10个匹配肽段序列，通过CAMP抗菌肽数据库对该蛋白肽片段进行氨基酸序列比对，发现此蛋白为一种新的抑菌蛋白。（5）理化性质研究表明，GBSP-A不含淀粉、游离多糖及游离氨基酸，具有蛋白质及多糖典型性反应特点，在220nm及280nm处有紫外吸收峰。该蛋白对pH、热及NaCl盐溶液较为稳定，DSC扫描结果表明其热变性温度为63.7℃。氨基酸组成分析表明，GBSP-A至少含有16种氨基酸，其中天门冬氨酸（Asp，7.269%）含量最高，对蛋白质稳定性有重要影响的疏水性氨基酸含量占总氨基酸的36.2%。（6）以K.peneumoniae及S.aureus为供试菌，探讨了银杏种仁抑菌蛋白（GBSP-A）对供试菌生长发育的影响，结果表明，GBSP-A能抑制K.peneumoniae（G-）及S.aureus（G+）的生长，使其生长曲线发生改变，异于正常菌体的繁殖趋势；扫描电镜及透射电镜观察显示GBSP-A处理后的供试菌菌体细胞壁膜融解、消失，细胞质泄漏，并最终崩解，导致菌体死亡；对细胞膜渗透性的研究表明，GBSP-A处理后，供试菌菌悬液的电导率升高，Na+及其它大分子物质大量泄漏，胞外β-半乳糖苷酶活性升高。抑菌蛋白还能增加菌体细胞表面的电负性及疏水性，从而使其更易絮凝、沉淀，并最终死亡。（7）以K.peneumoniae及S.aureus为供试菌，研究了银杏种仁抑菌蛋白对细菌呼吸代谢的抑制途径以及对蛋白质、DNA、ATP含量和几种相关酶活性的影响。结果表明，抑菌蛋白对供试菌的呼吸代谢会产生一定的抑制作用，但并不是通过TCA、EMP及HMP中的任何代谢途径来发挥作用；抑菌蛋白会抑制菌体内蛋白质、DNA的合成及ATP的产生，但并不能抑制菌体内任何一种蛋白质的表达，也不能使DNA发生断裂；抑菌蛋白会使菌体内ATP酶、β-半乳糖苷酶及碱性磷酸酶的产生量降低，进而影响到菌体正常的生理代谢。同时，抑菌蛋白浓度对菌体代谢的抑制作用没有显着量效关系。
于常艳[8]（2013）在《内质网应激在喹乙醇致HK-2细胞凋亡中的作用研究》文中指出喹乙醇（Olaquindox, OLA）系一种邻硝基苯胺类抑菌促生长剂,广泛用于动物疾病治疗和畜牧业生产。随着集约化养殖业的发展,兽药可以通过原型、代谢产物的形式借助于环境转归和食物链传递等途径最终到达人体,损害人类健康。毒理学研究表明：喹乙醇具有遗传毒性、生殖毒性、蓄积毒性和对肝、肾的靶器官毒性,欧盟已认定喹乙醇为致突变物和可疑致癌物。毒代动力学资料显示,喹乙醇主要代谢途径是经肾脏排出,动物实验也显示其对肾脏的实质性损伤。人源肾小管上皮细胞（Human Kidneys, HK-2）来源于正常人肾小管近端上皮组织,保留了肾小管上皮细胞的多种酶学、电生理学和表型特征,是研究肾脏毒性作用机制的典型细胞系。本研究以喹乙醇代谢产生活性氧为切入点,运用体外细胞培养的方法构建HK-2细胞损伤模型,通过检测内质网应激及凋亡标志蛋白的变化,初步探讨喹乙醇对HK-2细胞毒效应的作用机制,从体外角度为喹乙醇所致肾损伤的可能效应路径提供技术依据。1.喹乙醇染毒浓度和时间对HK-2细胞凋亡的影响1)喹乙醇对HK-2细胞有增殖抑制效应,24h ⅠCso值为6.8μmol/ml,R=0.9721;2)与DMSO对照组比较,喹乙醇染毒1μmol/ml组细胞早期凋亡率无明显变化（p>0.05）,喹乙醇染毒（2、3和4μmol/ml）组细胞早期凋亡率升高（p<0.05）,两两比较显示：染毒2μmol/ml组和3μmol/ml组、3μmol/ml组和4μmol/ml组,组间细胞早期凋亡率有差异（p<0.05）,喹乙醇可呈剂量依赖性的诱发HK-2细胞凋亡；3)与染毒0h的对照组比较,喹乙醇（3μmol/ml）染毒6h组细胞早期凋亡率无明显变化（p>0.05）,染毒（12和24h）组细胞早期凋亡率升高（p<0.05）,两两比较显示：染毒6h组和12h组、12h组和24h组,组间细胞早期凋亡率有差异（p<0.05）,喹乙醇可呈时间依赖性的诱发HK-2细胞凋亡。2.喹乙醇染毒浓度和时间对HK-2细胞内ROS含量的影响1)与DMSO对照组比较,喹乙醇染毒（1、2、3和4μmol/ml）组细胞内ROS含量均升高（p<0.05）,两两比较显示：染毒1μmol/ml组和2μmol/ml组、2μmol/ml组和3μmol/ml组、3μmol/ml组和4μmol/ml组,组间细胞ROS含量有差异（p<0.05）,喹乙醇可呈剂量依赖性的诱发HK-2细胞内ROS含量增加；2)与染毒Oh对照组比较,喹乙醇（3μmol/ml）染毒（6、12和24h）组细胞内ROS含量升高（p<0.05）,两两比较显示：染毒6h组和12h组、12h组和24h组,组间细胞ROS含量有差异（p<0.05）,喹乙醇可呈时间依赖性的诱发HK-2细胞内ROS含量增加。3.喹乙醇对HK-2细胞中内质网应激及凋亡蛋白表达的影响1)与DMSO对照组比较,喹乙醇染毒1μmol/ml组GRP94、GRP78、CHOP和Caspase-4蛋白表达无明显变化（p>0.05）,喹乙醇染毒（2、3和4μmol/ml）组GRP94、GRP78、CHOP和Caspase-4蛋白表达升高（p<0.05）；2)与染毒0h对照组比较：喹乙醇（3μmol/ml）染毒6h组GRP94、GRP78和Caspase-4的蛋白表达量无明显变化（p>0.05）,染毒（12和24h）组GRP94、 GRP78和Caspase-4的蛋白表达量升高（p<0.05）,染毒（6、12和24h）组CHOP的蛋白表达量升高（p<0.05）：3)喹乙醇可诱导HK-2细胞中内质网应激及凋亡标志性蛋白表达增加。4.喹乙醇对HK-2细胞中内质网应激及凋亡蛋白转录水平的影响1)与DMSO对照组比较,喹乙醇染毒1和2μmol/ml组GRP94和GRP78的mRNA水平无明显变化（p>0.05）,喹乙醇染毒（3和4μmol/ml）组GRP78和GRP94的mRNA水平上调（p<0.05）,喹乙醇染毒1μmol/ml组Caspase-4的mRNA水平无明显变化（p<0.05）,喹乙醇染毒（2、3和4μmol/ml）组Caspase-4的mRNA水平上调（p<0.05）；2)与染毒0h对照组,喹乙醇（3μmol/ml）染毒6h组GRP78和Caspase-4mRNA水平无明显变化（p>0.05）,染毒（12和24h）组GRP78和Caspase-4mRNA水平上调（p<0.05）,染毒（6、12和24h）组GRP94mRNA水平上调（p<0.05）；3)喹乙醇可诱导HK-2细胞中内质网应激和凋亡标志性蛋白转录水平上调；4)内质网应激及凋亡相关蛋白GRP78、GRP94、Caspase-4蛋白表达变化与mRNA水平变化趋势相似。5.ROS抑制剂在喹乙醇（3μmol/ml）致HK-2细胞凋亡中的作用1)NAC预处理组与对照组比较：细胞内ROS含量、细胞早期凋亡率显着均减少（p<0.05）, GRP94、GRP78、Caspase-4和CHOP蛋白表达量均减少（p<0.05）；2)喹乙醇诱导的HK-2细胞凋亡与细胞内ROS增加有关,ROS可能是内质网应激及其凋亡的关键因素。
王庆伟[9]（2011）在《重金属、TPT和PCP对斑马鱼单一和联合毒性作用》文中研究指明本研究以斑马鱼为受试生物,以三苯基锡、五氯酚、铜、镉和铬为染毒物质,研究各染毒物质分别对斑马鱼单一和联合毒性作用,以及生理生化指标的影响,并探讨斑马鱼成为环境污染指示生物的可能性;同时测定了斑马鱼对染毒物质7d的瞬时BCF值。主要结果如下:1、实验结果表明:TPT、PCP、Cu2+、Cd2+和Cr6+对斑马鱼的96 h-LC50分别为1.2313×10-2、6.1195×10-2、0.296、17.719和64.636 mg/L,安全浓度分别为1.231×10-3、6.120×10-3、0.030、1.772和6.463 mg/L,TPT和PCP对斑马鱼是剧毒物质,Cu2+对斑马鱼是高毒物质,Cd2+和Cr6+对斑马鱼是低毒物质。五种染毒物质对斑马鱼的毒性顺序为:TPT>PCP>Cu2+>Cd2+>Cr6+。在等毒性配比下,Cu-Cd、Cu-Cr、Cd-Cr和TPT-PCP联合暴露96 h对斑马鱼的联合毒性作用类型分别为协同作用、拮抗作用、协同作用和协同作用。2、在4.18、6.27和8.36μg/L暴露7d下,斑马鱼对TPT的生物富集系数分别为251±23.81、291±30.35和321±19.27;在20.00μg/L暴露7d,斑马鱼对PCP的生物富集系数为382.7±8.31;在0.01、0.20和0.50 mg/L暴露7d,斑马鱼对Cu2+的生物富集系数分别为426.8±56.27、316.9±39.42和214.9±41.33;在0.50、4.00和5.00 mg/L暴露7d,斑马鱼对Cd2+的生物富集系数分别为1668.7±109.21、720.5±31.64和697.1±69.51;在30.00和50.00 mg/L暴露下,斑马鱼对Cr6+的生物富集系数分别为36.5±8.90和27.6±5.21。对TPT、PCP、Cu2+和Cd2+属于轻度富集,对Cr6+属于无富集。斑马鱼对重金属富集顺序为Cd2+>Cu2+≈PCP≈TPT>Cr6+。3、斑马鱼体内SOD酶活性在TPT、PCP、Cu2+、Cd2+和Cr6+暴露1d和7d胁迫下呈诱导效应;胁迫POD呈抑制效应;胁迫CAT随着暴露时间的延长,以诱导效应为主转变为抑制效应为主;AChE活性在TPT、PCP、Cu2+和Cr6+暴露1d和7d胁迫下呈诱导效应,而在Cd2+暴露1d和7d胁迫下呈抑制效应。暴露1d对酶的抑制顺序为,TPT: POD>CAT>SOD>AChE,中高浓度PCP: POD>AChE>CAT>SOD,Cu2+: CAT>AChE>POD>SOD,Cd2+: POD>AChE>CAT>SOD,中高浓度Cr6+: CAT>POD>AChE>SOD;暴露7d对酶活性的抑制顺序为,TPT: POD>CAT>AChE>SOD,PCP: POD>SOD >CAT>AChE,中高浓度的Cu2+: POD>CAT>AChE>SOD,Cd2+: POD>AChE>CAT>SOD,中高浓度Cr6+: POD>CAT>AChE>SOD。TPT、PCP、Cu2+、Cd2+和Cr6+单一胁迫斑马鱼SOD、POD、CAT和AChE活性变化显着,所以,SOD、POD、CAT和AChE活性变化可以作为水生环境中TPT、PCP、Cu2+、Cd2+和Cr6+污染胁迫的敏感环境毒理学参数。4、五种染毒物质胁迫CAT均有显着影响,且随暴露时间延长,影响作用越显着,暴露7d和14d胁迫CAT时,在染毒物质暴露剂量和CAT活性之间均呈现显着的抛物线性相关,具有良好的剂量-效应关系,可利用斑马鱼为指示生物,以CAT活性为指标来检测TPT、PCP、Cu2+、Cd2+和Cr6+污染情况。
武建卓[10]（2009）在《可控酶解水蛭制备抗凝血肽的研究》文中研究指明水蛭作为一味传统活血化瘀中药,具有破血、逐瘀、通经之功能,随着近年来对活血化瘀治疗各种疑难病研究的不断深入,水蛭的药用也倍受青睐。在中医临床上用单味水蛭或配伍复方,使用煎剂、散剂、胶囊剂和口服液等剂型,内服给药,治疗心脑血管疾病疗效显着。但是这类水蛭制剂由于具有水蛭药材的腥臭味,不良反应较多,同时由于成分复杂,不易控制药材质量,采用传统的提取、浓缩工艺方法,使有些成分分解、破坏,或提取不出来,易使有效成分损失,药效波动大,亟待研发新的水蛭制剂以满足临床需求。本课题在中医药理论的指导下,采用可控酶解、超滤、琼脂糖离子交换层析等生物制药技术对样品进行纯化,从而得到纯度高、生物活性强的低分子量水蛭抗凝血肽（HAP）,并对其抗脑缺血活性进行了研究,主要研究内容如下:1、水蛭可控酶解工艺研究以抗凝血活性为主要指标,研究了影响酶解方法的主要因素:蛋白酶种类、酶用量、底物浓度、酶解液pH值、酶解温度及酶解时间。通过试验,确定了最优的酶解条件:采用胰蛋白酶,酶用量5000NFU·g-1,底物浓度10%,调节pH8.5,控制酶解温度50℃,酶解时间8h。2、HAP分离纯化及性质研究以抗凝血活性为主要指标,分别比较了不同浓度的有机溶剂、不同分子截留量的超滤膜、不同色谱条件对产物活性的影响,确定了HAP的分离纯化条件:酶解液加2倍量的丙酮沉淀,上清夜回收丙酮后加水稀释,0.22μm微孔滤膜滤过后经5kD的超滤膜超滤,收集超滤液,浓缩,通过经二乙醇胺-盐酸（pH9.0）平衡的Q-Sephrose FF色谱柱,先用两倍量的上样缓冲液洗去未结合部分,再以1mol·L-1 NaCl溶液洗脱,收集洗脱液,G10脱盐,浓缩,冷冻干燥,得HAP;测得肽含量为53.3%,采用紫外光谱法、红外光谱法、质谱法研究产物结构特点。3、HAP活性研究采用MCAO模型大鼠,观察到HAP组16mg·kg-1、8mg·kg-1组可明显改善大鼠神经症状,降低脑梗塞范围,与模型组相比具有显着差异;HAP组16mg·kg-1、8mg·kg-1可明显升高缺血再灌注大脑的SOD、GSH、GSH-PX含量,降低MDA、LDH、NO含量,HAP16 mg·kg-1组可明显升高缺血再灌侧大脑的Na+-K+-ATPase和Ca2+-Mg2+-ATPase的活性。采用小鼠冷水负重游泳后断头全脑缺血模型,观察到HAP20mg·kg-1、10mg·kg-1、5mg·kg-1可明显增加小鼠断头呼吸时间。采用体外法,观察到HAP具有一定的溶栓作用;采用动—静脉旁路血栓形成方法,观察到HAP16mg·kg-1、8mg·kg-1、4mg·kg-1可不同程度减少动静脉环路血栓的湿重。采用体外法,观察到HAP可以延长健康人血浆APTT及PT,并能抑制ADP诱导的健康人血小板聚集。本课题取得的主要成果:成功的采用可控酶解法制得HAP,所得产物肽含量达53.3%,符合《药品注册管理办法》中中药、天然药物注册分类5的技术要求;采用多个动物模型,对HAP的多方面的药效学试验进行研究,证实了HAP对缺血性中风有着很好的疗效,为水蛭抗凝血肽的开发打下坚实的基础。
二、Quantitative structure activity relationships for carp kidney ATPase endpoint（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、Quantitative structure activity relationships for carp kidney ATPase endpoint（论文提纲范文）
（1）重金属复合污染对生物影响的研究进展（论文提纲范文）
| 1 重金属复合污染对植物生长的致毒机理（Toxicity mechanism of heavy metal compound pollution on plant growth) |
| 1.1 重金属复合污染对植物根际吸收的影响 |
| 1.2 重金属复合污染对植物光合作用的致毒机理 |
| 1.3 重金属复合污染对植物呼吸作用的影响 |
| 1.4 重金属复合污染对植物细胞的致毒机理 |
| 1.5 重金属复合污染对植物在分子水平方面的致毒机理 |
| 2 重金属复合污染对动物的致毒机理（Toxicity mechanism of heavy metal compound pollution to animals) |
| 2.1 重金属复合污染对动物早期发育的致毒机理 |
| 2.2 重金属复合污染对动物免疫系统的致毒机理 |
| 2.3 重金属复合污染对动物呼吸系统的致毒机理 |
| 2.4 重金属复合污染对动物神经系统的致毒机理 |
| 2.5 重金属复合污染对动物在分子水平方面的致毒机理 |
| 3 重金属复合污染毒性预测模型（Toxicity prediction model of heavy metal compound pollution) |
| 3.1 浓度相加模型和独立作用模型 |
| 3.2 其他评估模型 |
| 4 结论与展望（Conclusion and prospect) |
（2）DMP降解菌Ensifer adhaerens DNM-S1的摄食与降解行为研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 PAEs的毒性效应 |
| 1.1.1 PAEs暴露对人类的毒性效应 |
| 1.1.2 PAEs暴露对动物及昆虫的毒性效应 |
| 1.1.3 PAEs暴露对植物的毒性效应 |
| 1.2 环境中的PAEs |
| 1.2.1 PAEs的天然存在 |
| 1.2.2 水体中的PAEs污染 |
| 1.2.3 土壤和沉积物中的PAEs污染 |
| 1.2.4 大气及室内空气中的PAEs污染 |
| 1.3 PAEs污染的去除方法 |
| 1.3.1 物理法和化学法去除PAEs污染 |
| 1.3.2 微生物法去除PAEs污染 |
| 1.4 课题的来源和主要研究内容及意义 |
| 1.4.1 课题来源 |
| 1.4.2 研究内容与意义 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 Ensifer adhaerens DNM-S1的分离与鉴定 |
| 2.1.1 供试土壤 |
| 2.1.2 培养基的配制 |
| 2.1.3 Ensifer adhaerens DNM-S1富集与分离 |
| 2.1.4 Ensifer adhaerens DNM-S1的生理生化特征 |
| 2.1.5 Ensifer adhaerens DNM-S1的形态观察 |
| 2.1.6 Ensifer adhaerens DNM-S1的菌种鉴定 |
| 2.2 Ensifer adhaerens DNM-S1的生长特性研究 |
| 2.2.1 Ensifer adhaerens DNM-S1生长条件的优化 |
| 2.2.2 Ensifer adhaerens DNM-S1生长曲线的绘制 |
| 2.2.3 仪器与试剂 |
| 2.3 Ensifer adhaerens DNM-S1摄食机制研究 |
| 2.3.1 Ensifer adhaerens DNM-S1细胞表面疏水性研究 |
| 2.3.2 Ensifer adhaerens DNM-S1对DMP的吸附 |
| 2.3.3 Ensifer adhaerens DNM-S1表面官能团的分析 |
| 2.3.4 Ensifer adhaerens DNM-S1细胞膜组分分析 |
| 2.3.5 Ensifer adhaerens DNM-S1的形态学分析 |
| 2.3.6 Ensifer adhaerens DNM-S1次级代谢产物的分析 |
| 2.4 Ensifer adhaerens DNM-S1的降解特性研究 |
| 2.4.1 Ensifer adhaerens DNM-S1的降解行为研究 |
| 2.4.2 Ensifer adhaerens DNM-S1降解途径的研究 |
| 2.5 Ensifer adhaerens DNM-S1对土壤中DMP污染的修复 |
| 2.5.1 Ensifer adhaerens DNM-S1对土壤中DMP的降解 |
| 2.5.2 Ensifer adhaerens DNM-S1对DMP污染土壤酶活性的影响 |
| 2.5.3 Ensifer adhaerens DNM-S1对DMP污染土壤养分的影响 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 Ensifer adhaerens DNM-S1的分离驯化 |
| 3.1.1 Ensifer adhaerens DNM-S1的分离与鉴定 |
| 3.1.2 Ensifer adhaerens DNM-S1生长特性研究 |
| 3.2 Ensifer adhaerens DNM-S1摄食机制的研究 |
| 3.2.1 Ensifer adhaerens DNM-S1细胞表面疏水性变化 |
| 3.2.2 Ensifer adhaerens DNM-S1对DMP吸附机理研究 |
| 3.2.3 Ensifer adhaerens DNM-S1对DMP氧化压力的适应策略 |
| 3.3 Ensifer adhaerens DNM-S1的降解特性 |
| 3.3.1 Ensifer adhaerens DNM-S1的降解行为 |
| 3.3.2 Ensifer adhaerens DNM-S1降解中间产物差异 |
| 3.4 Ensifer adhaerens DNM-S1对土壤中DMP污染的修复 |
| 3.4.1 Ensifer adhaerens DNM-S1对土壤中DMP的降解 |
| 3.4.2 Ensifer adhaerens DNM-S1对DMP污染土壤酶活性的影响 |
| 3.4.3 Ensifer adhaerens DNM-S1对DMP污染土壤养分的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 Ensifer adhaerens DNM-S1的分离与驯化 |
| 4.2 Ensifer adhaerens DNM-S1的摄食机制 |
| 4.3 Ensifer adhaerens DNM-S1的降解特性 |
| 4.3.1 Ensifer adhaerens DNM-S1的降解行为 |
| 4.3.2 Ensifer adhaerens DNM-S1的降解途径 |
| 4.4 Ensifer adhaerens DNM-S1对土壤DMP污染的修复效果 |
| 5 结论 |
| 5.1 本研究的主要结论 |
| 5.2 本研究的创新点 |
| 5.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
（3）不同条件下大菱鲆品质变化与蛋白氧化对品质影响机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 品质评价方法 |
| 1.1.1 感官评价 |
| 1.1.2 营养评价 |
| 1.1.3 理化评价 |
| 1.1.4 微生物评价 |
| 1.2 水产品肌肉劣变机理 |
| 1.2.1 肌肉组织结构的变化 |
| 1.2.2 水产品肌肉蛋白质生化特性的变化 |
| 1.3 蛋白氧化对肌肉组织的影响 |
| 1.3.1 肌肉蛋白质氧化机理 |
| 1.3.2 蛋白氧化对肌肉蛋白质结构的影响 |
| 1.3.3 蛋白质氧化对肌肉品质的影响 |
| 1.4 本研究的目的、意义和内容 |
| 第二章 大菱鲆(Scophthatmus maximus)不同部位营养与质构品质分析评价 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与仪器 |
| 2.2.1 材料与试剂 |
| 2.2.2 仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 大菱鲆样品前处理 |
| 2.3.2 基本营养成分的测定 |
| 2.3.3 胶原蛋白含量的测定 |
| 2.3.4 质构的测定 |
| 2.3.5 持水性的测定 |
| 2.3.6 氨基酸的测定 |
| 2.3.7 脂肪酸的测定 |
| 2.3.8 蛋白质营养价值评价 |
| 2.3.9 数据分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 大菱鲆不同部位的基本营养成分 |
| 2.4.2 大菱鲆不同部位的胶原蛋白含量 |
| 2.4.3 大菱鲆不同部位肌肉的质构特性和持水性 |
| 2.4.4 大菱鲆不同部位的氨基酸组成 |
| 2.4.5 大菱鲆不同部位的脂肪酸组成 |
| 本章小结 |
| 第三章 冷藏和冰藏条件下大菱鲆品质变化规律 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料与仪器 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 样品处理方法 |
| 3.3.2 感官评价 |
| 3.3.3 物化评价 |
| 3.3.4 菌落总数的测定 |
| 3.3.5 数据分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 感官评价 |
| 3.4.2 理化评价 |
| 3.4.3 微生物评价 |
| 本章小结 |
| 第四章 冷藏和冰藏过程中大菱鲆蛋白特性及降解规律 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料与试剂 |
| 4.2.2 仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 样品处理方法 |
| 4.3.2 蛋白浓度的测定 |
| 4.3.3 肌原纤维蛋白的提取 |
| 4.3.4 羰基含量的测定 |
| 4.3.5 总巯基含量测定 |
| 4.3.6 Ca_(2+)-ATPase活性的测定 |
| 4.3.7 表面疏水性测定 |
| 4.3.8 蛋白溶解性测定 |
| 4.3.9 蛋白的提取和SDS-PAGE电泳 |
| 4.3.10 SDS-聚丙烯酰胺凝胶电泳 |
| 4.3.11 数据分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 羰基含量的变化 |
| 4.4.2 巯基含量的变化 |
| 4.4.3 Ca_(2+)-ATPase活性的变化 |
| 4.4.4 表面疏水性的变化 |
| 4.4.5 SDS-PAGE电泳结果分析 |
| 4.4.6 鱼片蛋白盐溶性的变化 |
| 本章小结 |
| 第五章 蛋白氧化对大菱鲆肌肉组织主要特性的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与仪器 |
| 5.2.1 材料与试剂 |
| 5.2.2 仪器 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 样品处理方法 |
| 5.3.2 蛋白氧化模拟体系的构建 |
| 5.3.3 肌原纤维蛋白的提取 |
| 5.3.4 羰基含量的测定 |
| 5.3.5 总巯基含量测定 |
| 5.3.6 二聚酪氨酸的测定 |
| 5.3.7 表面疏水性测定 |
| 5.3.8 质构的测定 |
| 5.3.9 持水性的测定 |
| 5.3.10 组织结构观察 |
| 5.3.11 数据分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 羰基含量的变化 |
| 5.4.2 巯基含量的变化 |
| 5.4.3 二聚酪氨酸含量的变化 |
| 5.4.4 表面疏水性的变化 |
| 5.4.5 组织结构的变化 |
| 5.4.6 持水性的变化 |
| 5.4.7 质构的变化 |
| 本章小结 |
| 第六章 蛋白氧化对大菱鲆肌原纤维蛋白功能特性的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与仪器 |
| 6.2.1 材料与试剂 |
| 6.2.2 仪器 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 肌原纤维蛋白的提取 |
| 6.3.2 肌原纤维蛋白的氧化处理 |
| 6.3.3 肌原纤维蛋白羰基含量的测定 |
| 6.3.4 肌原纤维蛋白巯基含量的测定 |
| 6.3.5 肌原纤维蛋白二聚酪氨酸的测定 |
| 6.3.6 肌原纤维蛋白表面疏水性的测定 |
| 6.3.7 肌原纤维蛋白溶解度的测定 |
| 6.3.8 肌原纤维蛋白乳化性的测定 |
| 6.3.9 化学作用力的测定 |
| 6.3.10 肌原纤维蛋白凝胶特性测定 |
| 6.3.11 数据分析 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 H_2O_2浓度对肌原纤维蛋白氧化的影响 |
| 6.4.2 H_2O_2浓度对肌原纤维蛋白化学作用力的影响 |
| 6.4.3 H_2O_2浓度对肌原纤维蛋白溶解性的影响 |
| 6.4.4 H_2O_2浓度对肌原纤维蛋白乳化性的影响 |
| 6.4.5 H_2O_2浓度对肌原纤维蛋凝胶性能的影响 |
| 本章小结 |
| 参考文献 |
| 全文总结 |
| 创新点 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间发表学术论文 |
（4）典型有机紫外防晒剂对模式生物和人体细胞的毒性及其作用机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 有机紫外防晒剂简介 |
| 1.2 环境中的有机紫外防晒剂 |
| 1.2.1 污水处理厂 |
| 1.2.2 地表水 |
| 1.2.3 沉积物 |
| 1.2.4 生物体 |
| 1.2.5 其它 |
| 1.3 有机紫外防晒剂的生态毒性研究进展 |
| 1.3.1 对藻类的毒性 |
| 1.3.2 对脊椎动物的毒性 |
| 1.3.3 对无脊椎动物的毒性 |
| 1.4 有机紫外防晒剂的人体暴露 |
| 1.4.1 尿液 |
| 1.4.2 血液 |
| 1.4.3 乳汁 |
| 1.4.4 人体组织 |
| 1.4.5 其他 |
| 1.5 有机紫外防晒剂的流行病学研究 |
| 1.5.1 产前暴露与新生儿健康 |
| 1.5.2 男性生殖健康 |
| 1.5.3 妇科疾病 |
| 1.6 本论文的研究目的、主要内容和技术路线 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究目的与意义 |
| 1.6.3 研究内容和技术路线 |
| 第二章 有机紫外防晒剂对嗜热四膜虫的毒性效应 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试剂与仪器 |
| 2.1.2 四膜虫及培养液 |
| 2.1.3 生长抑制实验 |
| 2.1.4 联合毒性 |
| 2.1.5 碘化丙啶(PI)试验 |
| 2.1.6 透射电镜 |
| 2.1.7 抗氧化酶活力的测定 |
| 2.1.8 数据处理 |
| 2.2 有机紫外防晒剂对嗜热四膜虫的生长抑制作用及联合毒性 |
| 2.2.1 生长抑制实验结果 |
| 2.2.2 联合毒性实验结果与评价 |
| 2.2.3 讨论 |
| 2.3 有机紫外防晒剂对嗜热四膜虫细胞膜的损伤 |
| 2.3.1 结果 |
| 2.3.2 讨论 |
| 2.4 低剂量有机紫外防晒剂对嗜热四膜虫氧化应激的影响 |
| 2.4.1 单一有机紫外防晒剂对嗜热四膜虫的氧化应激 |
| 2.4.2 环境相关浓度有机紫外防晒剂二元联合对嗜热四膜虫的氧化应激 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 有机紫外防晒剂对嗜热四膜虫MXR系统的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试剂与仪器 |
| 3.1.2 MXR功能抑制实验 |
| 3.1.3 RT-PCR检测相关基因表达变化 |
| 3.1.4 同源建模与分子对接 |
| 3.1.5 统计学分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 嗜热四膜虫的MXR |
| 3.2.2 有机紫外防晒剂对嗜热四膜虫MXR功能的作用 |
| 3.2.3 有机紫外防晒剂对嗜热四膜虫MXR相关基因的影响 |
| 3.2.4 联合暴露对嗜热四膜虫MXR功能的影响 |
| 3.2.5 有机紫外防晒剂与嗜热四膜虫P-GP相互作用的计算机模拟 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 有机紫外防晒剂人体靶蛋白识别及其相关受体基因表达分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 材料 |
| 4.1.2 靶蛋白的计算机筛选 |
| 4.1.3 MRC-5细胞的培养 |
| 4.1.4 细胞毒性试验(MTT法) |
| 4.1.5 药物暴露与RNA提取 |
| 4.1.6 总RNA纯化及质量鉴定 |
| 4.1.7 芯片的处理 |
| 4.2 有机紫外防晒剂与人体作用的靶蛋白识别 |
| 4.2.1 对接初筛结果 |
| 4.2.2 精确对接结果 |
| 4.2.3 有机紫外防晒剂与核受体的相互作用 |
| 4.3 基因芯片分析 |
| 4.3.1 细胞存活率与RNA样本信息 |
| 4.3.2 表达谱分析 |
| 4.3.3 GO分析 |
| 4.3.4 PATHWAY分析 |
| 4.4 有机紫外防晒剂对靶蛋白基因表达的影响 |
| 4.4.1 雌激素受体及相关基因 |
| 4.4.2 甲状腺激素受体及相关基因 |
| 4.4.3 雄性激素受体和孕激素受体的基因表达 |
| 4.5 有机紫外防晒剂对ABC家族的作用 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 有机紫外防晒剂的生态风险和人体暴露评价 |
| 5.1 生态风险评价 |
| 5.1.1 评价方法 |
| 5.1.2 评价结果 |
| 5.1.3 生态风险评价结果分析 |
| 5.2 人体暴露评价 |
| 5.2.1 皮肤暴露 |
| 5.2.2 室内灰尘摄入 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间已发表或待发表的论文 |
（5）拮抗副溶血弧菌乳酸菌的筛选及在南美白对虾中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词中英文对照表 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 副溶血弧菌概述 |
| 1.1.1 副溶血弧菌 |
| 1.1.2 副溶血弧菌的危害 |
| 1.1.3 副溶血弧菌的控制方法 |
| 1.2 乳酸菌概述 |
| 1.2.1 乳酸菌简介 |
| 1.2.2 乳酸菌拮抗作用 |
| 1.2.3 乳酸菌生物保护剂 |
| 1.2.4 乳酸菌生物保护剂在食品中的应用 |
| 1.3 乳酸菌素 |
| 1.3.1 乳酸菌素简介 |
| 1.3.2 乳酸菌素分离纯化方法研究进展 |
| 1.3.3 乳酸菌素的性质及在食品中的应用 |
| 1.3.4 乳酸菌素拮抗机理研究 |
| 1.4 本课题的研究意义和内容及技术路线 |
| 1.4.1 本论文的研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 本研究的技术路线 |
| 2 淡水鱼肠道中拮抗副溶血弧菌乳酸菌的筛选及鉴定 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与设备 |
| 2.2.1 材料与试剂 |
| 2.2.2 主要仪器设备 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 乳酸菌菌株分离 |
| 2.3.2 乳酸菌拮抗试验 |
| 2.3.3 乳酸菌生长与拮抗活性曲线 |
| 2.3.4 乳酸菌拮抗性能研究 |
| 2.3.5 乳酸菌菌株鉴定 |
| 2.3.6 统计学分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 乳酸菌菌株的分离 |
| 2.4.2 拮抗性乳酸菌的筛选 |
| 2.4.3 乳酸菌生长与拮抗活性曲线 |
| 2.4.4 乳酸菌拮抗作用 |
| 2.4.5 乳酸菌菌株鉴定 |
| 2.5 小结 |
| 3 乳酸菌素初步分离纯化及在南美白对虾中的应用研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与设备 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 副溶血弧菌菌悬液的制备 |
| 3.3.2 乳酸菌拮抗物质的初步提取 |
| 3.3.3 最小抑菌浓度(minimum inhibitory concentration,MIC)测定 |
| 3.3.4 SephadexG-50凝胶柱层析 |
| 3.3.5 乳酸菌素JY-22纯化效果及鉴定 |
| 3.3.6 南美白对虾前处理 |
| 3.3.7 南美白对虾中感官分析 |
| 3.3.8 南美白对虾中微生物分析 |
| 3.3.9 南美白对虾中pH的测定 |
| 3.3.10 南美白对虾中TVB-N的测定 |
| 3.3.11 数据处理 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 乳酸菌拮抗物质的初步提取结果 |
| 3.4.2 最佳萃取剂选择 |
| 3.4.3 最小抑菌浓度MIC的测定结果 |
| 3.4.4 乳酸菌素的初步分离纯化及SDS-PAGE电泳检测 |
| 3.4.5 感官评价结果 |
| 3.4.6 微生物变化结果 |
| 3.4.7 pH变化结果 |
| 3.4.8 TVB-N的变化结果 |
| 3.5 小结 |
| 4 乳酸菌素JY-22对副溶血弧菌拮抗机理的研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与设备 |
| 4.2.1 材料与菌株 |
| 4.2.2 培养基与试剂 |
| 4.2.3 仪器与设备 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 菌种活化及指示菌菌悬液的制备 |
| 4.3.2 对细菌生长曲线的影响 |
| 4.3.3 对菌体细胞膜通透性的影响 |
| 4.3.4 对菌体蛋白物质泄漏量的影响 |
| 4.3.5 对菌体细胞中Na+K+-ATP酶和AKP酶活性的影响 |
| 4.3.6 对菌体细胞超微结构的影响 |
| 4.3.7 数据处理 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 副溶血弧菌生长曲线的测定结果 |
| 4.4.2 电导率 |
| 4.4.3 菌体蛋白质 |
| 4.4.4 菌体细胞中ATP酶和AKP酶 |
| 4.4.5 菌体细胞扫描电镜 |
| 4.5 小结 |
| 5 总结、创新点和展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（6）基于斑马鱼在线心电技术的水环境污染评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 研究背景 |
| 1.1 水体污染现状及农药危害 |
| 1.1.1 水环境污染物分类 |
| 1.1.2 农药对水环境的危害 |
| 1.2 受试药物 |
| 1.3 受试生物 |
| 1.3.1 受试生物的选择 |
| 1.3.2 斑马鱼的特性及饲养 |
| 1.4 水体生物监测技术 |
| 1.4.1 污染物对动物心脏影响的研究现状 |
| 1.4.2 心电技术简介 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 第二章 溴氰菊酯对斑马鱼的急性毒性研究 |
| 2.1 实验目的及意义 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 受试生物 |
| 2.2.2 实验药物 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 斑马鱼在线心电技术构建 |
| 3.1 研究目的及意义 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 受试生物 |
| 3.2.2 实验材料 |
| 3.3 实验设计 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 溴氰菊酯对斑马鱼心电的影响 |
| 4.1 实验目的 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 受试生物 |
| 4.2.2 药品和仪器 |
| 4.2.3 斑马鱼心电采集装置 |
| 4.3 实验设计 |
| 4.3.1 药物处理前斑马鱼心电采集 |
| 4.3.2 毒性暴露实验 |
| 4.3.3 药物处理后斑马鱼心电采集 |
| 4.3.4 数据处理 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 斑马鱼心电基本波形的变化 |
| 4.4.2 斑马鱼心电各波之间时程关系的变化 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 斑马鱼心电变化与环境胁迫的关系研究 |
| 5.1 实验目的及意义 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.2.1 受试生物 |
| 5.2.2 药品与仪器 |
| 5.3 实验设计 |
| 5.4 结果与分析 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 斑马鱼心电变化与行为的关系研究 |
| 6.1 实验目的及意义 |
| 6.2 实验材料 |
| 6.2.1 受试生物 |
| 6.2.2 药品与仪器 |
| 6.3 实验设计 |
| 6.4 结果与分析 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
（7）银杏种仁抑菌蛋白及其抑菌机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 银杏抑菌活性成分的研究进展 |
| 1.1.1 银杏酚酸 |
| 1.1.2 银杏蛋白 |
| 1.1.3 银杏黄酮 |
| 1.1.4 银杏多糖 |
| 1.2 天然产物抑菌作用机制研究进展 |
| 1.2.1 抗菌蛋白（抗菌肽）的抑菌作用机制研究 |
| 1.2.2 黄酮类化合物的抑菌作用机制研究 |
| 1.2.3 其他天然产物活性成分的抑菌作用机制研究 |
| 1.3 抑菌活性检测方法 |
| 1.3.1 滤纸片法 |
| 1.3.2 牛津杯法 |
| 1.3.3 打孔法 |
| 1.3.4 琼脂平板稀释法 |
| 1.4 蛋白质的提取方法研究进展 |
| 1.4.1 水溶液提取法 |
| 1.4.2 有机溶液提取法 |
| 1.4.3 酶提取法 |
| 1.4.4 其他提取法 |
| 1.5 蛋白质纯化方法研究进展 |
| 1.5.1 蛋白质的简单分离 |
| 1.5.2 高纯蛋白质分离方法 |
| 1.6 蛋白质的结构鉴定 |
| 1.6.1 质谱分析 |
| 1.6.2 核磁共振 |
| 1.7 本研究的目的及意义 |
| 参考文献 |
| 第二章 银杏种仁中的抑菌活性成分及其抑菌活性 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 主要试剂 |
| 2.1.3 主要仪器设备 |
| 2.1.4 原料预处理 |
| 2.1.5 银杏种仁酚酸提取物制备 |
| 2.1.6 银杏种仁多糖提取物制备 |
| 2.1.7 银杏种仁蛋白提取物制备 |
| 2.1.8 银杏种仁活性成分抑菌活性 |
| 2.1.9 测定指标 |
| 2.1.10 数据分析方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 银杏种仁酚酸的性质及其抑菌活性研究 |
| 2.2.2 银杏种仁多糖的性质及其抑菌活性研究 |
| 2.2.3 银杏种仁蛋白的性质及其抑菌活性研究 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 响应面优化银杏种仁蛋白提取工艺 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 主要试剂 |
| 3.1.3 主要仪器设备 |
| 3.1.4 银杏种仁蛋白提取方法比较 |
| 3.1.5 磷酸缓冲液提取银杏种仁蛋白单因素试验 |
| 3.1.6 磷酸缓冲液提取银杏种仁蛋白响应面优化试验 |
| 3.1.7 测定指标与方法 |
| 3.1.8 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 银杏种仁蛋白提取方法的确定 |
| 3.2.2 磷酸缓冲液提取单因素试验结果分析 |
| 3.2.3 银杏种仁蛋白提取工艺优化 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 银杏种仁抑菌蛋白的分离纯化 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 主要试剂 |
| 4.1.3 主要仪器设备 |
| 4.1.4 银杏种仁蛋白硫酸铵分级盐析 |
| 4.1.5 银杏种仁蛋白 DEAE-Cellulose 52 柱层析 |
| 4.1.6 银杏种仁蛋白 Sephadex G-75 凝胶柱层析 |
| 4.1.7 银杏种仁蛋白抑菌活性研究 |
| 4.1.8 银杏种仁蛋白 SDS-PAGE 分析 |
| 4.1.9 银杏种仁蛋白分子量测定 |
| 4.1.10 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 硫酸铵最佳饱和度的确定 |
| 4.2.2 银杏种仁蛋白 DEAE-Cellulose 52 柱层析 |
| 4.2.3 银杏种仁蛋白 Sephadex G-75 层析 |
| 4.2.4 银杏种仁蛋白最小抑菌浓度分析 |
| 4.2.5 银杏种仁蛋白纯化结果 |
| 4.2.6 银杏种仁蛋白 SDS-PAGE 分析 |
| 4.2.7 银杏种仁蛋白 Superdex G-75 分析 |
| 4.2.8 银杏种仁蛋白 GBSP -A 分子量测定 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 银杏种仁抑菌蛋白的性质、组成及结构表征 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料 |
| 5.1.2 主要试剂 |
| 5.1.3 主要仪器设备 |
| 5.1.4 银杏种仁抑菌蛋白基本理化性质 |
| 5.1.5 银杏种仁抑菌蛋白颜色反应 |
| 5.1.6 银杏种仁抑菌蛋白光谱学性质 |
| 5.1.7 银杏种仁抑菌蛋白热力学性质分析 |
| 5.1.8 银杏种仁抑菌蛋白的稳定性研究 |
| 5.1.9 银杏种仁抑菌蛋白的氨基酸组成分析 |
| 5.1.10 银杏种仁抑菌蛋白结构表征 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 银杏种仁抑菌蛋白基本理化性质 |
| 5.2.2 银杏种仁抑菌蛋白颜色反应 |
| 5.2.3 银杏种仁抑菌蛋白光谱学性质 |
| 5.2.4 银杏种仁抑菌蛋白热力学性质分析 |
| 5.2.5 银杏种仁抑菌蛋白稳定性研究 |
| 5.2.6 银杏种仁抑菌蛋白氨基酸组成分析 |
| 5.2.7 银杏种仁抑菌蛋白结构表征 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 关于蛋白质化学性质及组成的研究 |
| 5.3.2 关于蛋白质结构的研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 银杏种仁抑菌蛋白对供试菌生长发育及细胞膜的影响 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 试验材料 |
| 6.1.2 主要试剂 |
| 6.1.3 主要仪器设备 |
| 6.1.4 银杏种仁抑菌蛋白对供试菌生长发育的影响 |
| 6.1.5 银杏种仁抑菌蛋白对供试菌细胞膜的影响 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 银杏种仁抑菌蛋白对供试菌生长发育的影响 |
| 6.2.2 银杏种仁抑菌蛋白对供试菌细胞膜的影响 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第七章 银杏种仁抑菌蛋白对供试菌生理代谢的影响 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 试验材料 |
| 7.1.2 主要试剂 |
| 7.1.3 主要仪器设备 |
| 7.1.4 银杏种仁抑菌蛋白对菌体细胞呼吸作用的影响 |
| 7.1.5 银杏种仁抑菌蛋白对菌体细胞总蛋白合成能力的影响 |
| 7.1.6 银杏种仁抑菌蛋白对菌体细胞 DNA 含量的影响 |
| 7.1.7 银杏种仁抑菌蛋白对菌体细胞 ATP 含量测定 |
| 7.1.8 银杏种仁抑菌蛋白对 ATP 酶活性的影响 |
| 7.1.9 银杏种仁抑菌蛋白对β -半乳糖苷酶表达活性的影响 |
| 7.1.10 银杏种仁抑菌蛋白对碱性磷酸酶表达活性的影响 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 银杏种仁抑菌蛋白对菌体细胞呼吸作用的影响 |
| 7.2.2 银杏种仁抑菌蛋白对菌体细胞总蛋白合成能力的影响 |
| 7.2.3 银杏种仁抑菌蛋白对基因组 DNA 合成的影响 |
| 7.2.4 银杏种仁抑菌蛋白对菌体内 ATP 含量及 ATP 酶活性的影响 |
| 7.2.5 银杏种仁抑菌蛋白对菌体细胞内β -半乳糖苷酶表达活性的影响 |
| 7.2.6 银杏种仁抑菌蛋白对菌体细胞内碱性磷酸酶表达活性的影响 |
| 7.3 讨论 |
| 7.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 全文结论 |
| 创新之处 |
| 附录1 银杏种仁酚酸的抑菌活性 |
| 附录2 银杏种仁多糖的抑菌活性 |
| 附录3 银杏种仁抑菌蛋白的抑菌活性 |
| 附录4 银杏种仁抑菌蛋白稳定性试验 |
| 附录5 纯化的银杏抑菌蛋白质谱鉴定结果 |
| 附录6 肽片段质量数据输入 NCBINR 蛋白质数据库检索结果 |
| 附录7 科研成果 |
| 1.攻读博士期间参加的科研项目 |
| 2.攻读博士期间发表的论文及专利 |
（8）内质网应激在喹乙醇致HK-2细胞凋亡中的作用研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 英文缩写词表 |
| 前言 |
| 第一部分 OLA染毒浓度和时间对HK-2细胞凋亡的影响 |
| 引言 |
| 材料和方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 第二部分 内质网应激及凋亡在OLA诱导HK-2细胞凋亡中的作用研究 |
| 第一节 内质网应激及凋亡相关蛋在OLA诱导HK-2细胞凋亡中的表达变化 |
| 引言 |
| 材料和方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 第二节 内质网应激及其凋亡相关蛋白在OLA致HK-2细胞凋亡中的转录水平变化 |
| 引言 |
| 材料和方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 第三部分 ROS在OLA致HK-2细胞凋亡中的作用 |
| 引言 |
| 材料和方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（9）重金属、TPT和PCP对斑马鱼单一和联合毒性作用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 水环境重金属概述 |
| 1.1.1 重金属对水生动物毒性研究概述 |
| 1.1.2 铜的毒性概述 |
| 1.1.3 镉的毒性概述 |
| 1.1.4 铬的毒性概述 |
| 1.1.5 铜、镉、铬对水生动物毒性研究进展 |
| 1.2 水环境有机物概述 |
| 1.2.1 有机物对水生动物毒性研究概述 |
| 1.2.2 TPT 的毒性概述 |
| 1.2.3 PCP 的毒性概述 |
| 1.2.4 TPT 和PCP 对水生动物毒性研究进展 |
| 1.3 环境化学污染物的联合作用研究进展 |
| 1.3.1 联合作用的基本概念 |
| 1.3.2 联合作用类型的评定体系 |
| 1.4 本课题的目的和意义 |
| 1.5 本课题的研究内容 |
| 2 材料和方法 |
| 2.1 实验试剂和仪器设备 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器设备 |
| 2.2 实验材料和试剂的制备 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 试剂的制备 |
| 2.3 总体技术路线图 |
| 2.4 实验方法 |
| 2.4.1 重金属、TPT 和PCP 对斑马鱼单一和联合毒性作用 |
| 2.4.2 斑马鱼对重金属、TPT 和PCP 瞬时BCF 测定 |
| 2.4.3 重金属、TPT 和PCP 对斑马鱼蛋白质的测定 |
| 2.4.4 重金属、TPT 和PCP 对斑马鱼活性影响的测定 |
| 2.4.5 数据处理 |
| 3 结果、分析与讨论 |
| 3.1 重金属、TPT 和PCP 对斑马鱼LC50和联合作用类型 |
| 3.1.1 单一染毒物质对斑马鱼的LC50实验结果 |
| 3.1.2 分析与讨论 |
| 3.1.3 染毒物质对斑马鱼联合作用类型实验结果 |
| 3.1.4 分析与讨论 |
| 3.2 重金属和TPT、PCP 对斑马鱼生物富集系数的影响 |
| 3.2.1 瞬时生物富集系数测定实验结果 |
| 3.2.2 分析与讨论 |
| 3.3 重金属和TPT、PCP 对斑马鱼SOD 酶活性的影响 |
| 3.3.1 TPT 暴露1d 和7d 对斑马鱼SOD 活性的影响 |
| 3.3.2 PCP 暴露1d 和7d 对斑马鱼SOD 活性的影响 |
| 3.3.3 Cu~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼SOD 活性的影响 |
| 3.3.4 Cd~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼SOD 活性的影响 |
| 3.3.5 Cr~(6+)暴露1d 和7d 对斑马鱼SOD 活性的影响 |
| 3.3.6 分析与讨论 |
| 3.4 重金属和TPT、PCP 对斑马鱼POD 酶活性的影响 |
| 3.4.1 TPT 暴露1d 和7d 对斑马鱼POD 活性的影响 |
| 3.4.2 PCP 暴露1d 和7d 对斑马鱼POD 活性的影响 |
| 3.4.3 Cu~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼POD 活性的影响 |
| 3.4.4 Cd~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼POD 活性的影响 |
| 3.4.5 Cr~(6+)暴露1d 和7d 对斑马鱼POD 活性的影响 |
| 3.4.6 分析与讨论 |
| 3.5 重金属和TPT、PCP 对斑马鱼CAT 酶活性的影响 |
| 3.5.1 TPT 暴露1d 和7d 对斑马鱼CAT 活性的影响 |
| 3.5.2 PCP 暴露1d 和7d 对斑马鱼CAT 活性的影响 |
| 3.5.3 Cu~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼CAT 活性的影响 |
| 3.5.4 Cd~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼CAT 活性的影响 |
| 3.5.5 Cr~(6+)暴露1d 和7d 对斑马鱼CAT 活性的影响 |
| 3.5.6 分析与讨论 |
| 3.6 重金属和TPT、PCP 对斑马鱼AChE 酶活性的影响 |
| 3.6.1 TPT 暴露1d 和7d 对斑马鱼AChE 活性的影响 |
| 3.6.2 PCP 暴露1d 和7d 对斑马鱼AChE 活性的影响 |
| 3.6.3 Cu~(2+)暴露1d 和7d 对斑马鱼AChE 活性的影响 |
| 3.6.4 Cd~(~(2+))暴露1d 和7d 对斑马鱼AChE 活性的影响 |
| 3.6.5 Cr~(6+)暴露1d 和7d 对斑马鱼AChE 活性的影响 |
| 3.6.6 分析与讨论 |
| 3.7 染毒物质对酶活性影响小结 |
| 3.7.1 TPT 对斑马鱼SOD、POD、CAT 和AChE 影响分析 |
| 3.7.2 PCP 对斑马鱼SOD、POD、CAT 和AChE 影响分析 |
| 3.7.3 Cu~(2+)对斑马鱼SOD、POD、CAT 和AChE 影响分析 |
| 3.7.4 Cd~(2+)对斑马鱼SOD、POD、CAT 和AChE 影响分析 |
| 3.7.5 Cr~(6+)对斑马鱼SOD、POD、CAT 和AChE 影响分析 |
| 3.8 本章小结 |
| 4 CAT 作为生物监测与预警指标的探讨 |
| 4.1 选取CAT 作为生物监测与预警指标的依据 |
| 4.2 染毒物质剂量对CAT 活性的影响 |
| 4.2.1 TPT 暴露剂量和CAT 酶活性响应关系分析 |
| 4.2.2 PCP 暴露剂量和CAT 酶活性响应关系分析 |
| 4.2.3 Cu~(2+)暴露剂量和CAT 酶活性响应关系分析 |
| 4.2.4 Cd~(2+)暴露剂量和CAT 酶活性响应关系分析 |
| 4.2.5 Cr~(6+)暴露剂量和CAT 酶活性响应关系分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 一、结论 |
| 二、研究创新点 |
| 三、展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文 |
（10）可控酶解水蛭制备抗凝血肽的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 前言 |
| 1 水蛭研究概况 |
| 1.1 水蛭的生药学研究 |
| 1.2 水蛭的成分研究 |
| 1.3 水蛭的药理活性研究 |
| 2 可控酶解法制备生物活性肽研究概况 |
| 2.1 可控酶解法制备生物活性肽国外研究进展 |
| 2.2 可控酶解法制备生物活性肽国内研究进展 |
| 3 肽的分离纯化技术 |
| 3.1 膜分离技术 |
| 3.2 离子交换分离纯化技术 |
| 4 缺血性中风的研究概况 |
| 4.1 缺血性中风的流行病学及药物治疗进展 |
| 4.2 治疗缺血性中风的中药研究进展 |
| 5 本课题的研究内容 |
| 第二章 水蛭可控酶解工艺研究 |
| 1 材料 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 主要试剂 |
| 1.3 主要仪器 |
| 2 方法 |
| 2.1 取样方法 |
| 2.2 抗凝血酶活性测定方法 |
| 2.3 肽含量测定方法 |
| 3 结果 |
| 3.1 蛋白酶种类对可控酶解的影响 |
| 3.2 蛋白酶用量对可控酶解的影响 |
| 3.3 pH值对可控酶解的影响 |
| 3.4 温度对可控酶解的影响 |
| 3.5 底物浓度对可控酶解的影响 |
| 4 讨论 |
| 第三章 水蛭抗凝血肽分离纯化研究 |
| 1 材料 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 主要试剂 |
| 1.3 主要仪器 |
| 2 方法 |
| 2.1 抗凝血酶活性测定方法 |
| 2.2 有机溶剂沉淀 |
| 2.3 分级超滤 |
| 2.4 水蛭抗凝血肽的分离 |
| 2.5 HAP的结构研究 |
| 3 结果 |
| 3.1 不同浓度有机溶剂沉淀的影响 |
| 3.2 不同分子截留量的影响 |
| 3.3 水蛭抗凝血肽的色谱分离条件优化 |
| 3.4 HAP的结构研究 |
| 4 讨论 |
| 第四章 HAP对MCAO大鼠的保护作用 |
| 1 材料 |
| 1.1 药物与试剂 |
| 1.2 动物 |
| 1.3 仪器 |
| 2 方法 |
| 2.1 分组及给药 |
| 2.2 手术过程 |
| 2.3 神经症状评分 |
| 2.4 脑梗塞范围测定 |
| 2.5 组织生化指标测定 |
| 3 结果 |
| 3.1 对缺血再灌注大鼠神经症状的影响 |
| 3.2 对缺血再灌注大鼠脑梗范围的影响 |
| 3.3 对缺血再灌注损伤大鼠脑组织生化指标的影响 |
| 4 讨论 |
| 第五章 HAP对冷水负重游泳小鼠断头呼吸时间影响 |
| 1 材料 |
| 1.1 药物与试剂 |
| 1.2 动物 |
| 1.3 仪器 |
| 2 方法 |
| 2.1 分组及给药 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.3 断头呼吸时间的测定 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 第六章 HAP对血栓形成的影响及溶栓作用 |
| 一、HAP体外溶栓作用 |
| 1 材料 |
| 2 方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 二、HAP对大鼠动-静脉旁路血栓形成的影响 |
| 1 材料 |
| 2 方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 第七章 HAP对凝血因子及血小板聚集的影响 |
| 一、HAP对凝血因子的影响 |
| 1 材料 |
| 2 方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 二、HAP对ADP诱导的血小板聚集的影响 |
| 1 材料 |
| 2 方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 总结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的学位论文 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
四、Quantitative structure activity relationships for carp kidney ATPase endpoint（论文参考文献）
- [1]重金属复合污染对生物影响的研究进展[J]. 李梓萌,李肖乾,张文慧,纪艺凝,孙思宇,王素静,安启睿,李鹏洋,郑娜. 环境化学, 2021(11)
- [2]DMP降解菌Ensifer adhaerens DNM-S1的摄食与降解行为研究[D]. 冯程程. 东北农业大学, 2020(04)
- [3]不同条件下大菱鲆品质变化与蛋白氧化对品质影响机理[D]. 邹朝阳. 上海海洋大学, 2019(02)
- [4]典型有机紫外防晒剂对模式生物和人体细胞的毒性及其作用机理研究[D]. 高礼. 上海交通大学, 2016
- [5]拮抗副溶血弧菌乳酸菌的筛选及在南美白对虾中的应用[D]. 杜静芳. 渤海大学, 2016(05)
- [6]基于斑马鱼在线心电技术的水环境污染评价[D]. 杨海棠. 山东师范大学, 2016(03)
- [7]银杏种仁抑菌蛋白及其抑菌机制研究[D]. 吴海霞. 南京林业大学, 2014(09)
- [8]内质网应激在喹乙醇致HK-2细胞凋亡中的作用研究[D]. 于常艳. 中国疾病预防控制中心, 2013(04)
- [9]重金属、TPT和PCP对斑马鱼单一和联合毒性作用[D]. 王庆伟. 青岛科技大学, 2011(07)
- [10]可控酶解水蛭制备抗凝血肽的研究[D]. 武建卓. 山东大学, 2009(04)