一、化学物质致突变性的检测方法研究进展（论文文献综述）
赵晋蔚,杨梦宁,梁辰,姚双全,覃程荣,孙广航[1]（2021）在《食品及纸质食品包装材料中氯丙醇危害与检测方法》文中认为对食品及纸质食品包装材料中氯丙醇的生物危害进行了分析,列举了各国相关标准中对食品及纸质食品包装材料中氯丙醇类的限量值要求,并对目前各类标准和相关研究中提出的氯丙醇类检测方法进行了分析比较,为食品及纸质食品包装材料中氯丙醇类的检测提供借鉴。
吴思甜[2]（2021）在《基于机器学习算法对化学品致突变性的预测研究》文中研究表明美国化学文摘社注册的化学品数量已达到1.8亿,一些化学品有致突变性。突变可能引发遗传病、癌症、干细胞功能障碍等多类疾病,危害人类健康。筛查化学品是否具有致突变性,对预防和控制化学品的健康风险至关重要。仅通过实验测试的方法筛查具有致突变性的化学品,效率低、成本高,难以满足化学品风险管理的需求。定量构效关系（QSAR）模型可用于高通量地筛查致突变性的化学品,弥补实验的不足。本研究使用多种机器学习算法,构建了预测基因突变和染色体变异两类突变效应的QSAR模型。主要研究工作如下:（1）构建了预测基因突变的QSAR模型。建立了包含7647种化合物Ames实验结果的数据库。使用6种机器学习算法和14种分子指纹构建了预测基因突变的84种个体模型。机器学习算法包括逻辑回归、分类回归树、朴素贝叶斯、K近邻、支持向量机、随机森林。分子指纹使用RDkit软件包和Pa DEL-Descriptor软件计算。采用十折交叉验证和外部验证评价模型稳健性及泛化能力。使用个体模型中表现优异的算法及指纹,构建36种集成模型。基于分子相似性进行应用域表征,通过提取警示结构进行机理分析。结果表明,与个体模型相比,集成模型性能更加优异。最佳集成模型具有良好的稳健性和泛化能力。应用域的确定明确了最佳集成模型的应用范围,还可以进一步提升其泛化能力。芳香硝基等结构在模型分类中起到了重要作用,具有代表性结构的化合物主要通过烷基化、嵌入DNA链以及生成特定种类DNA加合物的反应诱导基因突变。（2）构建了预测染色体变异的QSAR模型。建立了包含1832种化合物微核实验结果的数据库,其中阴性结果1392种,阳性结果440种。基于该不平衡数据集建立84种个体模型,模型构建与评价方法与上文个体模型所用方法相同。根据个体模型表现筛选出适合建模的2种算法。将调节阈值、欠采样、过采样3种处理不平衡数据的方法与以上2种算法结合,构建了预测染色体变异的调节阈值、欠采样、过采样模型。结果表明,调节阈值和欠采样方法较适合该类不平衡数据集的处理。使用这两种方法构建的最佳模型具有良好的稳健性和泛化能力,可用于染色体变异的预测。本研究所建模型可高效筛查有致突变性的化学品,为化学品健康风险评价提供依据。
杨晓彤[3]（2021）在《基于不同分子描述符的化合物遗传毒性集成模型研究》文中研究表明化合物的遗传毒性对于人类及其后代具有严重的不利影响。由于仅靠单一检测实验无法检测出所有与遗传毒性发生相关的毒性机制,因此需要采用实验组合的形式来全面评估。而传统的遗传毒性检测实验由于其周期长、成本高、实验动物伦理学问题等缺陷,无法满足海量化合物的检测需求,人们开始利用QSAR方法来进行化合物毒性预测。当前,大多数遗传毒性的QSAR预测模型是基于单一的实验类型,缺乏其他实验组合数据作为支撑,不符合组合实验的原则,导致应用范围和预测能力有限。目的1.建立同时包含体内与体外、原核与真核细胞等多种实验类型和检测终点的新数据库,为后续研究提供基础。2.比较基于不同分子描述符的QSAR模型在预测效果上的表现差异,为化合物遗传毒性预测模型选择更优分子描述符提供参考。3.比较单一模型与融合模型的效果差异,为发现更好建模策略、获得更优QSAR模型提供思路。方法本研究通过梳理GENE-TOX、CPDB和CCRIS三个数据库,收集化合物结构信息与其各项遗传毒性试验数据,建立了一个包含体内体外实验、原核细胞与真核细胞实验等多种类型和检测终点的实验数据库。然后参考人用药品注册技术国际协议会议（ICH）发布的指南和我国食品药品监督管理总局发布的遗传毒性研究技术指导原则,根据遗传毒性判断的证据权重法,以实验组合的形式将不同遗传毒性检测机制的实验结果分为三类,保证同一化合物的三类实验结果完整无缺失。利用随机森林（RF）、支持向量机（SVM）和BP神经网络三种算法进行QSAR模型建立与验证。每个研究建立9个子模型,并最终根据算法相同,将基于三组不同实验类型数据的子模型进行融合。在前述基本研究思路不变的情况下,我们分别使用两类不同的分子描述符,经SHAP值筛选后纳入模型,观察基于定量分子描述符与基于定性分子描述符的各子模型与融合模型在遗传毒性数据库上的表现差异,从而选择更优模型。结果整体来看,利用定性描述符,即Pubchem分子指纹建立的模型取得了相对更优的效果,其融合模型经五折交叉验证后的预测准确率分别达到 83.4%,80.5%,79.0%;AUC 值分别为 0.853,0.897,0.865。就三种算法而言,不论是子模型,还是融合模型,随机森林算法都取得了相对更好的预测效果。而支持向量机和神经网络算法的在预测性能上各有差异。综合其他研究中随机森林算法的优秀表现,推荐随机森林算法进行致突变性QSAR模型研究。各算法下的子模型与融合模型效果相比,根据证据权重法建立的融合模型对化合物遗传毒性的预测效果均优于子模型,在取得更优泛化能力的同时避免了过拟合问题。而相较于同类研究中仅用Ames一种实验结果进行预测的模型,本研究的融合模型取得了更优的预测准确度。结论不同类型的分子描述符虽然对于QSAR研究均有其不同意义,但对于遗传毒性数据而言,选择诸如Pubchem分子指纹这样的子结构类型分子描述符进行QSAR建模更为适合。而基于多种遗传毒性检测终点实验数据和利用证据权重原则建立的QSAR融合模型相比单一模型效果更优,使得模型能更全面地对化合物是否具有遗传毒性做出准确判断,可作为识别化合物潜在危害的早期预警系统,对化合物遗传毒性的检测发挥“先哨”作用。
徐柔柔[4]（2020）在《城市黑臭水体的生物毒性和治理效果评价研究》文中认为城市黑臭水体主要是由于生活污水、工业废水等没有经过有效处理直接排放,产生的有机污染现象。这些污染物被微生物降解,消耗大量氧气使得水体缺氧或厌氧,从而产生黑臭。城市黑臭水体不仅使水体丧失水资源功能,加剧水资源短缺,破坏景观环境,还会对自然环境和周边居民产生危害。目前国内的黑臭水体的治理主要围绕控源截污、内源治理、水质净化、生态修复等方面进行。治理黑臭水体的难点除了成因复杂,还缺少规范的评价标准和依据。国内外评价黑臭水体常用的指标多以感官性物理指标和水质化学指标为主,虽然理化分析能很好的了解污染物存在的状况,但无法反映污染物质对水生生物的毒性,所以迫切需要能够识别城市黑臭水体的生物危害性和治理后的生态安全性的评价指标和方法,以此来判断黑臭水体的治理效果,为有效地进行城市黑臭水体的整治和管理提供科学的方法。全排水综合毒性测试（Whole-Effluent-Toxicity test,WET）,无需辨别排放废水毒性来源,可根据对水生生物的效应直接测试排水的综合毒性效应。本研究以城市黑臭水体神童浜为研究对象,将WET的理念应用于黑臭水体的生物毒性评价,选取小球藻（Chlorella vulgaris）、大型溞（Daphnia magna）的急性毒性试验和鼠伤寒沙门氏菌回复突变试验（Ames试验）评价神童浜治理前、后上覆水和沉积物的生物毒性变化,并结合理化分析,对黑臭水体治理前、后的综合毒性变化和神童浜的治理效果进行评价。本研究结果如下:（1）神童浜治理前、后上覆水和沉积物的理化分析结果表明,治理前,上覆水为劣Ⅴ类水体,主要超标因子为COD、TN、TP、NH4+-N和DO,沉积物的污染主要来源于五种重金属（Cr、Cu、Mn、Pb、Zn）和PAHs等有机物。治理后,所有点位的上覆水水质指标均有所改善,沉积物的TOC、五种重金属和16种多环芳烃总浓度都显着下降,对神童浜的治理有效减少了上覆水和沉积物中的污染物。但治理后上覆水中TN、TP仍然超过Ⅴ类标准,沉积物中仍存在Cr、Zn和PAHs等污染物,可能会对水生生物具有潜在风险。（2）神童浜治理前、后上覆水的生物毒性为:（1）神童浜治理前、后,上覆水对小球藻的生长均不显示抑制作用,甚至呈现促进作用;（2）神童浜治理前,只有3#点位上覆水对大型溞具有微毒作用,其它点位均没有毒性作用。治理后所有点位的上覆水都降至无毒;（3）神童浜治理前,所有点位上覆水有机提取物（1 L/m L DMSO）的致突变结果均为阳性,突变类型包括移码突变和碱基取代突变。治理后,上覆水的致突变性下降显着,3#、4#、5#点位上覆水有机提取物仍对其中的TA98菌株具有致突变性,7#点位的致突变性被有效消除。治理后4#点位上覆水有机提取物对TA100菌株在加入S9混合液后由致突变阴性变为致突变阳性,说明其代谢产物具有致突变性。（3）神童浜治理前、后沉积物的生物毒性为:（1）神童浜治理前,所有点位的孔隙水对小球藻的生长都具有抑制作用,生物毒性由强到弱依次为7#、3#、5#、4#。治理后,5#、7#点位孔隙水的毒性下降,3#、4#点位毒性却有所上升,来源于沉积物污染物的二次释放,生物毒性由强到弱依次为4#、3#、7#、5#;（2）神童浜治理前,除4#点位的孔隙水对大型溞无毒性作用,其它点位为中毒。治理后,除4#点位孔隙水毒性上升至微毒,其它点位的孔隙水毒性都有所下降,但3#点位仍表现为中毒,5#、7#点位降为微毒;（3）神童浜治理前,3#、4#点位沉积物的有机提取物在低（2 mg/皿）、中（5 mg/皿）、高（10mg/皿）剂量下都检测到阳性结果,5#、7#点位沉积物的有机提取物在低剂量下检测到阳性结果,突变类型包括移码突变和碱基取代突变。治理后,3#、4#、5#、7#点位沉积物的致突变性均显着降低,只有少数中、高剂量的沉积物仍保持微弱的致突变性,所有点位低剂量的沉积物有机提取物已不具有致突变性。对黑臭水体的治理降低了上覆水和沉积物的生物毒性和致突变性,但黑臭水体中存在的有机污染物仍存在潜在的生态风险,且沉积物对水生生物的毒性比上覆水更具生态风险。
任幸[5]（2019）在《优先控制潜在高环境风险农药及助剂的筛选》文中进行了进一步梳理目前我国因农药造成的农业面源污染较为严重,在农药管理措施上主要通过农药登记后再评价对危害较大的农药进行限制或禁止,并且我国还尚未发布优先控制农药及助剂名录,已有的一些科研方法也只是针对农药有效成分进行筛选排序,没有考虑到农药本质上是包括农药有效成分和农药助剂,筛选方法单一,主观性或客观性较强。本研究为掌握农药有效成分和农药助剂的潜在环境风险,以保护人体健康和生态环境安全,基于我国已取得登记的化学农药和拟限制使用的农药助剂,采用了数据库检索法建立了包含475种农药有效成分和75种农药助剂的优先控制农药及助剂初筛名单;采用了文献调研法、国内外权威数据库检索法和计算毒理模型预测法,收集整理到550种物质17项指标共计9350条数据。分析了国外优先管控化学物质筛选方法的优缺点和适用范围情况,建立了一套优先控制农药及助剂筛选方法,该筛选方法体系采用分级筛选模式,第一级通过“直通车”法将我国已采取管控措施的农药有效成分和农药助剂直接纳入到优先控制农药及助剂候选名单,第二级采用标量法中的综合评分法和向量法中的Copeland法进行组合筛选优先控制农药有效成分,采用标量法中的SVHC法和向量法中的Copeland法进行组合筛选优先控制农药助剂,通过组合评价方法筛选出潜在环境风险较高的物质纳入优先控制农药及助剂候选名单,第三级对优先控制农药及助剂候选名单中物质进行可控性、可操作性等可行性分析,建立优先控制农药及助剂名录,本套筛选技术方法避免了使用单一筛选方法的片面性。应用此筛选方法,建立了包含15种物质的优先控制农药及助剂名录,提出将毒死蜱、克百威、乐果、甲草胺、百菌清、氯氰菊酯、氟乐灵、敌草隆8种农药有效成分和四氯乙烯、氯苯、三氯乙烯、苯胺、二氯甲烷、二甲苯、苯7种农药助剂纳入优先管控范围,通过与国外有毒有害物质管控名录对比,验证了优先控制农药及助剂名录组合评价法的科学性和合理性,以期为我国农田面源精细化环境管理提供技术参考。
王文倩[6]（2019）在《新兴污染物中的特征化学物质的遗传毒性研究和风险评价》文中指出人类社会的进步和科学技术的发展使得越来越多的新兴化学品诞生,在此后的生产、使用过程中被排放到多种环境介质中,对生态系统安全构成潜在危害。紫外遮光剂和增塑剂系列化学品是使用量最大、应用范围最广的两类新兴污染物。本文以紫外遮光剂成分二苯甲酮、二苯甲酮-1、二苯甲酮-2、二苯甲酮-3、二苯甲酮-4、二苯甲酮-6、二苯甲酮-8、3-（对甲苯基亚甲基）樟脑和增塑剂成分邻苯二甲酸二（2-乙基己）酯、邻苯二甲酸二环己酯、双酚A作为研究对象,利用鼠伤寒沙门氏菌回复突变试验（Ames试验）和大型溞急性毒性实验,研究其遗传毒性与急性毒性,包括化学品的单独及混合毒性实验。研究结果为新兴污染物的综合毒性评价提供新的数据支持,为制定与人接触化合物的环境基准、污染物排放标准等提供毒理学依据。在Ames试验中,紫外遮光剂成分二苯甲酮、二苯甲酮-1、二苯甲酮-3、二苯甲酮-4、4-MBC、和增塑剂成分邻苯二甲酸二（2-乙基己）酯、双酚A呈现致突变阳性,紫外遮光剂成分二苯甲酮-2和增塑剂成分邻苯二甲酸二环己酯的致突变结果为阴性。在大型溞急性毒性实验中,紫外遮光剂成分二苯甲酮、二苯甲酮-1、二苯甲酮-2、二苯甲酮-3、二苯甲酮-4、二苯甲酮-6、二苯甲酮-8、3-（对甲苯基亚甲基）樟脑对大型溞的48h-LC50值分别为7.63、17.23、52.81、1.10、47.47、12.50、3.74和0.54 mg/L;增塑剂成分邻苯二甲酸二（2-乙基己）酯、双酚A对大型溞的48h-LC50值分别为0.57、11.12 mg/L。毒性等级分别呈现从低毒到极高毒性。在化学品混合Ames试验中,紫外遮光剂成分二苯甲酮和二苯甲酮-1混合物、二苯甲酮-3和二苯甲酮-4混合物、二苯甲酮-6和3-（对甲苯基亚甲基）樟脑混合物、二苯甲酮-6和3-（对甲苯基亚甲基）樟脑和二苯甲酮-8混合物以及增塑剂成分邻苯二甲酸二（2-乙基己）酯和双酚A混合物混合物的致突变结果为阳性。综合致突变性作用分别表现为拮抗作用和协同作用。在大型溞的混合毒性实验中,二苯甲酮和二苯甲酮-1的混合物对大型溞的48h-LC50为46.51%,综合毒性作用为拮抗作用;邻苯二甲酸二（2-乙基己）酯和双酚A的混合物对大型溞的48h-LC50为7.71%,表现为协同作用。通过对实验结果的分析,采用评价因子法推导被评价化学品的预测无效应浓度（PNEC）和风险商法评价新兴污染物在水环境中的生态风险,结果表明本研究选取的紫外遮光剂成分和增塑剂成分具有不同程度的生态风险。加之这类化学物质在生物学上具有持久性和累积性,可能对水生环境和人类健康造成长远性的损害,需要制定相应的科学基准和环境标准进行科学管理。
张俊帅[7]（2019）在《rpsL检测在亚硝胺化合物遗传毒理的应用研究》文中研究指明亚硝胺类化合物是四种主要的食品污染物之一,也是最重要的化学强致癌物。硝酸盐、亚硝酸盐和胺等生成亚硝胺类化合物的前体物质在人类日常生活中是普遍存在的。在食品安全性毒理学评估中,遗传毒性测试通常采用Ames试验来实现致突变化学物质的初步筛选。但是Ames试验存在其固有的局限性:Ames试验能够检测出的突变类型比较少,而且Ames试验中回复子的产生具有随机性。目前,从分子生物学角度对亚硝胺致突变机制进行的研究仍然十分缺乏,因此有必要利用基因突变实验研究亚硝胺的遗传毒理。本文设计并采用的rpsL基因突变检测系统,是一种通过基因突变造成的抗性改变来正向选择突变菌株的正向选择系统,从而实现亚硝胺类化合物遗传毒性的高效检测。并依据其检测结果,研究亚硝胺化合物的遗传毒理。本文选择两种常见的亚硝胺类化合物N-二乙基亚硝胺（NDEA）和N-二丙基亚硝胺（NDPA）作为研究对象,研究其在细胞以及基因体外复制水平的致突变性。rpsL自发突变类型的统计数据显示,大片段缺失的占比达到56%,是所有突变类型中最高的。其次是碱基置换、序列取代、移码突变和大片段缺失等四种主要的基因突变类型,同时也具有插入突变等其他形式。其中Ames测试无法检测出的基因突变类型（大片段缺失、序列取代、片段插入等）占比超过70%。这表明rpsL检测可以避免Ames测试突变类型的局限,适合于微量致突变物的分析检测。细胞水平的实验结果显示,对于大肠杆菌的DNA复制,NDEA和NDPA在1Oppm的低浓度下已经具有较高的遗传毒性,其诱发的rpsL基因的突变频率分别为2.42±0.72×10-6和2.67±0.91×10-6,高于同条件下rpsL的自发突变频率（0.70±0.32×10-6）。而 NDEA 和 NDPA 在 100ppm、1000ppm 浓度下诱发 rpsL 基因突变的突变频率整体呈现上升趋势。说明NDEA和NDPA对大肠杆菌DNA复制的遗传毒性随浓度增大呈上升趋势。DNA体外扩增水平的实验结果表明,不管是PCR扩增反应还是RCA扩增反应,NDEA和NDPA在1Oppm的低浓度下也都已经具有较高的遗传毒性。在PCR反应中,两种亚硝胺化合物诱发的rpsL基因的突变频率分别为2.83±1.20×10-6和2.93±1.43×10-6,高于同条件下rpsL的自发突变频率（1.30±0.64×10-6）。在RCA反应中,两种诱发的rpsL基因的突变频率分别为2.49±0.69×10-6和2.98±0.59×10-6,也高于同条件下rpsL的自发突变频率1.09±0.46×10-6。并且在两种不同的体外扩增过程中,NDEA和NDPA在更高浓度下诱发rpsL基因突变的突变频率整体呈现上升趋势,说明NDEA和NDPA对DNA体外扩增反应的遗传毒性随浓度增大呈上升趋势。本实验对食品化学污染物亚硝胺的致突变性进行了评估,实现了亚硝胺化合物遗传毒理的快速检测。
罗玲英[8]（2018）在《四种多糖对色氨酸-P-1肠吸收和致突变性影响研究》文中研究说明3-氨基-1,4-二甲基-5H-吡啶并[4,3-b]吲哚（中文简称色氨酸-P-1,英文简称Tryptophan-P-1）,是一种广泛存在于肉制品中的杂环芳胺类化合物,被国际癌症研究机构（IARC）认定为2B类致癌物,具有很强的致癌性和致突变性。色氨酸-P-1的减控对于肉制品的安全性极为重要。现有的色氨酸-P-1减控的方法主要包括:控制烹调时间/温度、加入其他物质减少色氨酸-P-1生成,使用色氨酸-P-1致突变性抑制剂。然而,这些减控方法在实际应用受到一定限制:在家庭膳食制作中难于精确控制烹调时间/温度,加入其他物质可能带来不受欢迎的风味,致突变性抑制剂自身具有其他生物活性。因此,寻找一种新的色氨酸-P-1减控方法对于肉制品质量控制具有十分重要的意义。本研究对一种新的色氨酸-P-1减控方法,即减少色氨酸-P-1的吸收,进行了系统的科学验证。选用阿拉伯胶、卡拉胶、黄原胶和羧甲基纤维素钠（CMC）四种多糖作为潜在的色氨酸-P-1的吸收和致突变性抑制剂,分别研究了这四种多糖对色氨酸-P-1的体内外吸收、致突变性的影响,并对其影响机制进行了探讨。本研究主要包括以下四部分:1.四种多糖对色氨酸-P-1体外吸收的影响采用肠吸收模拟模型（MDCK-MDR1细胞单层模型和肠粘膜离体模型）研究色氨酸-P-1的体外吸收特性,并研究低浓度下（<1%,w/v）阿拉伯胶、羧甲基纤维素钠、黄原胶和卡拉胶四种多糖对色氨酸-P-1肠吸收的影响。将色氨酸-P-1（20μM）单独或与多糖（10mM、20μM或2μM,以单体计）共同经肠吸收模型转运,分别在120min（MDCK-MDR1细胞单层模型）或90min（肠粘膜离体模型）内测定各时间点吸收池中色氨酸-P-1的浓度,计算分析色氨酸-P-1的吸收量、吸收参数（表观渗透系数Papp）和多糖对色氨酸-P-1肠吸收的抑制率。结果表明:（1）不同多糖对色氨酸-P-1肠吸收的影响不同,阿拉伯胶对色氨酸-P-1肠吸收无显着影响,黄原胶、卡拉胶和CMC都能显着抑制色氨酸-P-1的肠吸收。（2）黄原胶、卡拉胶和CMC对色氨酸-P-1肠吸收抑制程度与浓度相关,10mM多糖对色氨酸-P-1肠吸收抑制程度最高。在MDCK-MDR1细胞单层模型上,10mM的黄原胶、卡拉胶、CMC分别降低了 49.5%、72.9%、31.5%的色氨酸-P-1肠吸收;在肠粘膜模型上,10mM的黄原胶、卡拉胶、CMC分别降低了 83.4%、64.1%、64.6%的色氨酸-P-1肠吸收。（3）在两个模型上都存在不同浓度下多糖吸收抑制程度相近的现象。2.四种多糖对色氨酸-P-1体内吸收的影响采用健康小鼠作为动物模型,灌胃给予受试物。动物分成5组:10mg/kg色氨酸-P-1单独给药组、10mg/kg色氨酸-P-1+125mg/kg多糖共同给药组。分别在灌胃后20min、40min、1h、1.5h、2h、3h、5h、8h、18h 和 24h 时刻取血,内标 HPLC 法测定色氨酸-P-1的浓度。采用药物动力学软件DAS2.0分析,根据统计矩模型进行计算各组色氨酸-P-1药代动力学参数。结果表明,阿拉伯胶对色氨酸-P-1的吸收无影响。黄原胶、卡拉胶和CMC显着降低了色氨酸-P-1的吸收量(AUC（0-t）、AUC（0-∞）和吸收程度（Cmax）,但对色氨酸-P-1的吸收速率和消除速率没有明显影响。以AUC（0-t）为计算依据,三种多糖分别降低了色氨酸-P-1在小鼠45.5%、64.8%、41.5%的吸收。3.四种多糖对色氨酸-P-1致突变性的影响选用TA98为实验株,采用Ames实验研究阿拉伯胶、黄原胶、卡拉胶和CMC四种多糖对色氨酸-P-1致突变性影响研究,考察多糖种类因素和浓度因素。色氨酸-P-1的浓度为20nmol/plate,多糖的浓度以色氨酸-P-1:多糖表示,分别为1:0.1、1:1、1:5、1:25、1:50、1:100、1:500。结果表明:（1）四种多糖在Ames实验中对TA98无致突变性;（2）不同种类多糖对色氨酸-P-1致突变性的影响不同,阿拉伯胶对色氨酸-P-1致突变性无显着影响,黄原胶、卡拉胶和CMC对色氨酸-P-1致突变性有抑制作用;（3）多糖对色氨酸-P-1致突变性的抑制程度与多糖浓度有关,黄原胶、卡拉胶和CMC对色氨酸-P-1致突变性抑制程度都随着浓度上升而增强,但存在不同浓度下多糖抑制致突变性程度相近的现象。在10μmol/plate浓度（色氨酸-P-1:多糖=1:500）下,三种多糖对20nmol/plate色氨酸-P-1致突变性的抑制率分别为94.0%、95.3%、88.0%,色氨酸-P-1的致突变基本被完全抑制。在Ames实验中,还进行了初步的机制研究:（1）通过设置代谢系统活化条件（S9+）、非代谢系统活化条件（S9-）的平行实验来考察多糖对色氨酸-P-1致突变性影响是否与代谢系统活化有关;（2）通过不同的实验方式研究多糖、色氨酸-P-1、实验菌TA98两两之间是否存在相互作用。结果表明,多糖抑制色氨酸-P-1致突变性,与色氨酸-P-1和多糖的相互作用有关,与代谢酶系统无关。4.四种多糖与色氨酸-P-1的相互作用研究采用等温滴定量热法和体外结合实验来研究色氨酸-P-1和多糖的相互作用。等温滴定量热法结合曲线表明,阿拉伯胶和色氨酸-P-1间无明显作用,黄原胶、卡拉胶和CMC三种多糖分别与色氨酸-P-1存在相互作用。经热力学参数分析,色氨酸-P-1与黄原胶相互作用主要由熵变（ΔS）驱动,色氨酸-P-1与卡拉胶、CMC相互作用主要由焓变（ΔH）驱动。体外结合实验中,考察因素包括温度因素（25℃、37℃）和浓度比因素（多糖:色氨酸-P-1 分别为 0.1:1、0.2:1、0.5:1、1:1、10:1、500:1）。结果表明,（1）温度（25℃、37℃）对四种多糖与色氨酸-P-1的结合比例没有显着影响;（2）浓度比因素对四种多糖与色氨酸-P-1结合比例有不同的影响。阿拉伯胶和黄原胶与色氨酸-P-1的结合比例不受多糖/色氨酸-P-1值变化而出现显着变化。与阿拉伯胶结合的色氨酸-P-1比例均<5%,与黄原胶结合的色氨酸-P-1比例为77.45%-85.50%。CMC和卡拉胶与色氨酸-P-1的结合比例随着多糖值浓度增加都呈现先上升后稳定的情况。当CMC/色氨酸-P-1值从1:1变到500:1时,CMC与色氨酸-P-1的结合比例相对稳定,在79.72%-84.16%范围内。当卡拉胶/色氨酸-P-1值从10:1变到500:1时,卡拉胶与色氨酸-P-1的结合比例相对稳定,在81.9%-86.8%范围内。总之,本研究发现,在低浓度（<1%,w/v）下,阿拉伯胶对杂环芳胺色氨酸-P-1的肠吸收和致突变性没有明显影响;黄原胶、卡拉胶和CMC降低了色氨酸-P-1在细胞单层、肠粘膜组织、小鼠机体三个层次上的吸收,抑制了色氨酸-P-1对TA98的致突变性,吸收减少和致突变性抑制作用程度与多糖浓度相关,其作用机制源于色氨酸-P-1和多糖的相互作用。本研究为使用多糖减少杂环芳胺的吸收和致突变性这一减控方法,提供了一定程度的理论指导。
胡明阳[9]（2011）在《致突变性检测方法—微量波动法的建立及应用研究》文中提出随着工业化进程的加快,由化学物质和辐射等因子带来的环境问题日益突出,这些因子导致生物体的致突变效应,改变生物体的遗传物质,对生物体及其后代造成遗传性伤害。因此准确、快速地评价这些因子造成的生物危害是当代环境评价的一项重要工作。而传统的致突变性检测主要采用Ames法,该法手续繁琐,检测周期长,在实际应用中有一定的局限性,亟待进行改良。本研究根据Ames法的基本原理,通过对培养、分析方法的改良,提出了Ames-微量波动法的最佳反应条件及其具体应用情况。微量波动法用液体培养基代替了传统Ames法的固体培养基,以观察培养液浊度或pH指示剂颜色的变化代替菌落计数,提高了实验的简便性和灵敏性。采用鼠伤寒沙门氏菌TA98菌株为测试菌株,二氨基芴为诱变物,通过分析菌液浓度,S9浓度,诱变物浓度的配比关系,确定了微量波动法的最佳反应条件,即微量波动法反应体系中的菌浓度和S9浓度分别为10ul/ml、20u1/ml。应用建立的方法,以TA98、TA97、TA100、TA102为测试菌株,对采自昆明市内的八条入滇河流的水质进行了验证性检测。并通过GC-MS检测和分析了八条入滇河流的复杂有机物组分,并从生物学角度初步揭示了水体污染物的致突变效应。同时根据应用需要,用已建立的Ames-微量波动法对标准烟3R4F卷烟烟气冷凝物（TPM）进行了致突变性测试,以传统Ames平板测试法为对照对实验结果做了对比分析,结果表明以TA98、TA100为测试菌株微量波动法在传统Ames测试浓度下都呈较好线性关系,且好于传统的Ames平板法,但实验中也发现微量波动法过于灵敏,对于烟气TPM检测来讲,结果不够稳定。由于烟草全烟气暴露能够更好的反应烟草烟气致突变性,通过跟踪国内外全烟气暴露研究报导,对全烟气暴露法的暴露体系做了全面的分析,应用自行开发的全烟气暴露装置,结合微量波动法,测试烟草全烟气致突变性,得到了适用于微量波动法的全烟气暴露的技术参数。
霍星华[10]（2008）在《镰形棘豆生物碱成分研究及毒性评价》文中研究表明镰形棘豆（Oxytropis falcate Bunge）藏药中称为“达夏”,系豆科（Leguminosae）棘豆属（Oxytropis）多年生草本植物。具有广阔的药用开发前景。对于镰形棘豆的化学成分的报道较多,但对其毒性的研究则未见报道。本试验运用化学成分的系统预试和薄层色谱技术,初步确定镰形棘豆中化学成分种类。通过致突变试验、亚慢性毒性试验及生殖试验来对镰形棘豆的毒性进行研究和评价,以证明镰形棘豆具有跟疯草植物一样的毒性提供有力的论据,也为镰形棘豆药物的开发提供更加深入的资料。研究获得以下结果:1.镰形棘豆化学成分的预试验及生物碱薄层色谱分析利用系统预试和专项预试相结合对镰形棘豆所含的化学成分进行了预试验,结果表明镰形棘豆中含有酚类、鞣质、生物碱、黄酮及其苷类、糖、多糖及其苷类、氨基酸及多肽、皂甙、有机酸、甾体和三萜类物质、挥发油;不含蒽醌及其苷类、内酯、香豆素及其苷类、强心甙、氰甙及脂肪族硝基化合物。对镰形棘豆生物碱进行系统提取,通过选择适宜的展开系统对各萃取段生物碱薄层色谱分析,结果表明,镰形棘豆中主要是吲哚里西啶类生物碱,且以大极性成分为主,同时也含有少量的中、小极性生物碱。氯仿部分有6种生物碱,乙酸乙酯部分有11种生物碱,正丁醇部分有5种生物碱。经与苦马豆素标准品对照,镰形棘豆各萃取部分均含有苦马豆素,并从正丁醇部分分离得到28 mg苦马豆素,提取率0.00187%。2.镰形棘豆正丁醇提取物致突变试验选用苦马豆素含量最高的正丁醇萃取物,配制成800 mg/kg、1 000 mg/kg、2 000 mg/kg、4 000 mg/kg四个梯度的水溶液,运用骨髓微核试验与精子畸形试验进行致突变性评价,结果表明,镰形棘豆正丁醇萃取物引起小鼠骨髓嗜多染红细胞的微核率分别为2.625‰、4.625‰、6.50‰和12.75‰;及精子畸形率为1.44%、1.99%、3.40%和3.475%;且存在剂量-效应关系,也就是说低浓度的时候对机体是安全的,剂量在2 000 mg/kg以下是安全范围,不引起微核及精子畸形发生率的升高;而高浓度时会引起突变发生率的显着升高,具有致突变性。3.镰形棘豆全草亚急性毒性试验通过给小鼠饲喂添加了镰形棘豆全草的饲料,对小鼠的临床症状观察,血液常规系数的检测,外周血T细胞及腹腔巨噬细胞吞噬功能的检查、内脏组织器官的剖检,研究镰形棘豆全草对小鼠的影响。结果表明,镰形棘豆全草对白细胞数及血红蛋白有一定的影响,而对红细胞、淋巴细胞的影响不显着。实验组小鼠的外周血T淋巴细胞ANAE阳性率分别为8.4%、15%和18.5%,与对照组比较差异显着（P<0.05）,而对巨噬细胞的非特异性吞噬功能的影响则是低含量有促进作用;而高含量则有抑制作用,试验组巨噬细胞吞噬指数分别为0.86、0.47和0.32。镰形棘豆全草还能使小鼠各种器官细胞出现空泡变性。4.镰形棘豆全草生殖毒性试验镰形棘豆全草饲料喂养小鼠进行三段生殖毒性试验,结果显示镰形棘豆对怀孕动物体增重的有着显着的影响,草粉含量越高怀孕动物体增重的差异越显着（P<0.05）,引起胚胎、骨骼和内脏畸形机率越大,说明了镰形棘豆与其它棘豆属疯草一样,具有损伤器官,使雄性动物减少甚至丧失性活动,致母畜流产,产弱胎、畸胎等生殖毒性。
二、化学物质致突变性的检测方法研究进展（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、化学物质致突变性的检测方法研究进展（论文提纲范文）
（1）食品及纸质食品包装材料中氯丙醇危害与检测方法（论文提纲范文）
| 1 食品中氯丙醇类的危害 |
| 1.1 肾脏毒性 |
| 1.2 生殖毒性 |
| 1.3 神经毒性 |
| 1.4 免疫毒性 |
| 1.5 致突变性 |
| 1.6 致癌性 |
| 2 食品及纸质食品包装材料中氯丙醇类物质限值要求 |
| 3 氯丙醇检测方法 |
| 3.1 萃取方式 |
| 3.2 衍生化试剂 |
| 3.3 检测仪器 |
| 3.4 其他检测方法 |
| 4 结语及展望 |
（2）基于机器学习算法对化学品致突变性的预测研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 化学品的致突变性 |
| 1.1.1 突变的类型 |
| 1.1.2 致突变的相关机制 |
| 1.1.3 突变的危害 |
| 1.2 致突变性测试方法 |
| 1.2.1 基因突变测试方法 |
| 1.2.2 染色体变异测试方法 |
| 1.3 致突变性预测方法 |
| 1.3.1 专家系统模型 |
| 1.3.2 QSAR模型 |
| 1.4 QSAR模型常用描述符 |
| 1.4.1 定量描述符 |
| 1.4.2 分子指纹 |
| 1.5 QSAR模型相关机器学习理论 |
| 1.5.1 逻辑回归 |
| 1.5.2 决策树 |
| 1.5.3 朴素贝叶斯 |
| 1.5.4 K近邻 |
| 1.5.5 支持向量机 |
| 1.5.6 随机森林 |
| 1.5.7 集成学习 |
| 1.5.8 超参数 |
| 1.6 致突变性QSAR模型研究进展 |
| 1.6.1 基因突变QSAR模型研究进展 |
| 1.6.2 染色体变异QSAR模型研究进展 |
| 1.7 本论文选题依据、研究目的、内容及技术路线 |
| 1.7.1 选题依据 |
| 1.7.2 研究目的及内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 2 基因突变预测模型 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 数据搜集与整理 |
| 2.2.2 分子指纹计算与处理 |
| 2.2.3 模型构建与评价 |
| 2.2.4 应用域表征 |
| 2.2.5 机理解释 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 数据构成 |
| 2.3.2 分子指纹构成 |
| 2.3.3 个体模型结果 |
| 2.3.4 集成模型结果 |
| 2.3.5 应用域分析 |
| 2.3.6 机理分析 |
| 2.3.7 模型对比 |
| 2.4 小结 |
| 3 染色体变异预测模型 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 数据搜集与整理 |
| 3.2.2 分子指纹计算与处理 |
| 3.2.3 个体模型构建与评价 |
| 3.2.4 不平衡数据处理 |
| 3.2.5 调节阈值、欠采样、过采样模型构建与评价 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 数据与指纹构成 |
| 3.3.2 个体模型结果 |
| 3.3.3 调节阈值模型结果 |
| 3.3.4 欠采样模型结果 |
| 3.3.5 过采样模型结果 |
| 3.3.6 模型对比 |
| 3.4 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录A 基因突变预测个体模型超参数及排名信息 |
| 附录B 染色体变异预测模型超参数信息 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（3）基于不同分子描述符的化合物遗传毒性集成模型研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 遗传毒性效应与相关实验检测方法的研究进展 |
| 1.1.2 QSAR方法的发展与在遗传毒理学中的应用 |
| 1.1.3 分子描述符的分类 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 本文的研究方法 |
| 1.4 本文组织结构安排 |
| 第二章 遗传毒性数据库的建立 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 遗传毒性数据收集 |
| 2.3 遗传毒性数据预处理 |
| 2.4 遗传毒性数据分组 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 基于定量分子描述符的化合物遗传毒性QSAR研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 数据来源 |
| 3.2.2 计算定量分子描述符 |
| 3.2.3 分子描述符的选择 |
| 3.2.4 QSAR模型建立 |
| 3.2.5 模型验证 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 数据集分析 |
| 3.3.2 分子描述符的选择 |
| 3.3.3 各算法子模型建立与结局判定 |
| 3.3.4 模型验证 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 结论 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 基于定性分子描述符的化合物遗传毒性QSAR研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 数据来源 |
| 4.3 方法及结果 |
| 4.3.1 表征化合物 |
| 4.3.2 分子指纹筛选 |
| 4.3.3 QSAR模型的建立与验证 |
| 4.4 基于Pubchem分子指纹的化合物相似性分析 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 结论 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录1 |
| 附录2 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
（4）城市黑臭水体的生物毒性和治理效果评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 城市黑臭水体存在现状和治理的必要性 |
| 1.2 黑臭水体的治理技术和评价指标体系 |
| 1.2.1 黑臭水体的治理技术 |
| 1.2.2 黑臭水体的评价指标体系 |
| 1.3 黑臭水体的生物毒性评价 |
| 1.3.1 黑臭水体生物毒性研究现状 |
| 1.3.2 黑臭水体生物毒性测试方法建立 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 研究区域与实验方法 |
| 2.1 研究区域介绍 |
| 2.2 样品采集与保存 |
| 2.3 上覆水和沉积物理化分析 |
| 2.3.1 上覆水理化分析 |
| 2.3.2 沉积物理化分析 |
| 2.4 黑臭水体生物毒性测试方法 |
| 2.4.1 小球藻急性毒性实验方法 |
| 2.4.2 大型溞急性毒性实验方法 |
| 2.4.3 鼠伤寒沙门氏菌回复突变(Ames)实验方法 |
| 2.4.4 实验结果表示与统计分析 |
| 第三章 神童浜治理前、后上覆水和沉积物的理化分析 |
| 3.1 神童浜治理工程 |
| 3.2 上覆水水质分析结果 |
| 3.3 沉积物理化分析结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 神童浜治理前、后上覆水的生物毒性 |
| 4.1 上覆水对小球藻的急性毒性 |
| 4.2 上覆水对大型溞的急性毒性 |
| 4.3 上覆水有机提取物的致突变性 |
| 4.3.1 治理前、后上覆水有机提取物的致突变性对比 |
| 4.3.2 治理后上覆水经代谢的致突变性变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 神童浜治理前、后沉积物的生物毒性 |
| 5.1 沉积物孔隙水对小球藻的急性毒性 |
| 5.2 沉积物孔隙水对大型溞的急性毒性 |
| 5.3 全沉积物有机提取物的致突变性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间主要研究成果 |
（5）优先控制潜在高环境风险农药及助剂的筛选（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 有毒有害污染物筛选技术研究进展 |
| 1.1 国内外有毒有害污染物筛选方法研究进展 |
| 1.1.1 现有筛选方法分析 |
| 1.1.2 国外筛选方法应用现状 |
| 1.1.3 国内筛选方法应用现状 |
| 1.2 农药类污染物的危害和管控情况 |
| 1.2.1 我国农业面源污染现状 |
| 1.2.2 我国农药及助剂污染和危害现状 |
| 1.2.3 国内外农药及助剂管控情况 |
| 1.3 本论文设计思路 |
| 第二章 农药及助剂的初步筛选 |
| 2.1 农药及助剂初步筛选的方法 |
| 2.1.1 农药及助剂种类的来源 |
| 2.1.2 农药及助剂筛选的原则 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 优先控制农药及助剂组合评价法的构建 |
| 3.1 组合评价法构建的方法 |
| 3.1.1 组合评价法筛选指标的选取 |
| 3.1.2 组合评价法的构建 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 “直通车”法的建立 |
| 3.2.2 组合评价法的建立 |
| 3.2.3 可行性分析方法的建立 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 优先控制农药及助剂组合评价法的验证 |
| 4.1 组合评价法验证的方法 |
| 4.1.1 应用组合评价法建立优先控制农药及助剂名录 |
| 4.1.2 优先控制农药及助剂名录的验证 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 “直通车”法筛选的结果 |
| 4.2.2 综合评分法筛选的结果 |
| 4.2.3 SVHC法筛选的结果 |
| 4.2.4 Copeland法筛选的结果 |
| 4.2.5 建立的优先控制农药及助剂候选名单 |
| 4.2.6 可行性分析的结果 |
| 4.2.7 建立的优先控制农药及助剂名录 |
| 4.2.8 优先控制农药及助剂名录验证结果 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与讨论 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 讨论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位论文期间发表文章 |
（6）新兴污染物中的特征化学物质的遗传毒性研究和风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号表 |
| 主要缩写词注释表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 新兴污染物的简介 |
| 1.1.2 新兴污染物成分在水体中的分布、迁移及转化 |
| 1.1.3 新兴污染物生态风险研究现状 |
| 1.1.4 新兴污染物的处理技术及发展动态 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 试验的材料和方法 |
| 2.1 试验药品 |
| 2.2 受试生物 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.3.1 鼠伤寒沙门氏菌回复突变试验(Ames试验)的方法 |
| 2.3.2 大型溞急性毒性实验方法 |
| 2.3.3 混合毒性试验方法 |
| 2.4 实验结果与表达 |
| 2.4.1 鼠伤寒沙门氏菌回复突变试验(Ames试验)结果的计算 |
| 2.4.2 大型溞急性毒性实验结果的计算 |
| 2.4.3 混合毒性试验结果的计算 |
| 2.4.4 生态风险评价方法 |
| 第三章 新兴污染物的单独遗传毒性研究 |
| 3.1 菌株鉴定结果 |
| 3.2 新兴污染物的抑菌实验结果 |
| 3.3 二苯甲酮的Ames试验结果 |
| 3.4 二苯甲酮-1的Ames试验结果 |
| 3.5 二苯甲酮-2的Ames试验结果 |
| 3.6 二苯甲酮-3的Ames试验结果 |
| 3.7 二苯甲酮-4的Ames试验结果 |
| 3.8 二苯甲酮-6的Ames试验结果 |
| 3.9 二苯甲酮-8的Ames试验结果 |
| 3.10 3-(对甲苯基亚甲基)樟脑的Ames试验结果 |
| 3.11 邻苯二甲酸二(2-乙基己)酯的Ames试验结果 |
| 3.12 邻苯二甲酸二环己酯的Ames试验结果 |
| 3.13 双酚A的 Ames试验结果 |
| 3.14 本章小结 |
| 第四章 新兴污染物的单独急性毒性实验 |
| 4.1 二苯甲酮-6对大型溞的单独急性毒性实验结果 |
| 4.2 二苯甲酮-8对大型溞的单独急性毒性实验结果 |
| 4.3 3-(对甲苯基亚甲基)樟脑对大型溞的单独急性毒性实验结果 |
| 4.4 邻苯二甲酸二(2-乙基己)酯对大型溞的单独急性毒性实验结果 |
| 4.5 邻苯二甲酸二环己酯对大型溞的单独急性毒性实验结果 |
| 4.6 双酚A对大型溞的单独急性毒性实验结果 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 新兴污染物的混合毒性研究 |
| 5.1 二苯甲酮和二苯甲酮-1的混合毒性试验 |
| 5.1.1 二苯甲酮和二苯甲酮-1 的混合Ames试验 |
| 5.1.2 二苯甲酮和二苯甲酮-1 的大型溞混合毒性试验 |
| 5.2 二苯甲酮-3 和二苯甲酮-4 的混合Ames试验 |
| 5.3 二苯甲酮-6和3-(对甲苯基亚甲基)樟脑的混合Ames试验 |
| 5.4 二苯甲酮-6、3-(对甲苯基亚甲基)樟脑和二苯甲酮-8 的混合Ames试验 |
| 5.5 邻苯二甲酸二(2-乙基己)酯和双酚A的混合毒性试验 |
| 5.5.1 邻苯二甲酸二(2-乙基己)酯和双酚A的混合Ames试验 |
| 5.5.2 邻苯二甲酸二(2-乙基己)酯和双酚A的大型溞混合毒性试验 |
| 5.6 邻苯二甲酸二(2-乙基己)酯、邻苯二甲酸二环己酯和双酚A的混合Ames试验 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 新兴污染物毒性与生态风险评价 |
| 6.1 紫外遮光剂系列新兴污染物的毒性与风险分析 |
| 6.1.1 二苯甲酮-6 的毒性与风险分析 |
| 6.1.2 二苯甲酮-8 的毒性与风险分析 |
| 6.1.3 3-(对甲苯基亚甲基)樟脑的毒性与风险分析 |
| 6.1.4 紫外遮光剂系列新兴污染物的毒性与风险分析小结 |
| 6.2 增塑剂系列新兴污染物的毒性与风险分析 |
| 6.2.1 邻苯二甲酸二(2-乙基己)酯的毒性与风险分析 |
| 6.2.2 邻苯二甲酸二环己酯的毒性与风险分析 |
| 6.2.3 双酚A的毒性与风险分析 |
| 6.2.4 增塑剂系列成分的毒性与风险分析小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者攻读硕士学位期间发表的论文和专利情况 |
（7）rpsL检测在亚硝胺化合物遗传毒理的应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 食品污染物 |
| 1.2 亚硝胺 |
| 1.2.1 亚硝胺的定义 |
| 1.2.2 亚硝胺的毒性 |
| 1.2.3 亚硝胺的检测方法 |
| 1.3 遗传毒性检测试验 |
| 1.3.1 Ames试验 |
| 1.4 rpsL(ribosomal protein,small S12) |
| 1.4.1 rpsL基因及核糖体30S小亚基 |
| 1.4.2 rpsL致突变物检测系统 |
| 1.5 RCA反应(Rolling-circle Amplification,环式扩增) |
| 1.5.1 phi29DNA聚合酶 |
| 1.6 研究目的及意义 |
| 1.7 课题研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料及实验仪器 |
| 2.1.1 实验材料及试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 引物 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 细菌的培养及亚硝胺浓度的确定 |
| 2.2.2 质粒的提取 |
| 2.2.3 感受态细胞的制备 |
| 2.2.4 pMOL21质粒的转化 |
| 2.2.5 引物设计的原则[72] |
| 2.2.6 细胞水平的rpsL基因突变频率的测定 |
| 2.2.7 PCR扩增反应 |
| 2.2.8 RCA扩增反应 |
| 2.2.9 体外扩增水平的rpsL基因突变频率测定 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 实验菌种的构建 |
| 3.2 引物设计及质粒测序 |
| 3.3 亚硝胺致突变性的细胞水平试验 |
| 3.3.1 大肠杆菌rpsL基因复制的自发突变频率 |
| 3.3.2 rpsL基因复制的自发突变类型统计 |
| 3.3.3 致突变物诱发rpsL基因的突变频率 |
| 3.4 PCR反应中亚硝胺的致突变性 |
| 3.4.1 质粒的PCR及纯化重组 |
| 3.4.2 PCR反应中rpsL基因的自发突变频率 |
| 3.4.3 PCR反应中致突变物诱发的rpsL基因的突变频率 |
| 3.5 RCA反应中致突变物诱发的rpsL基因突变频率 |
| 3.5.1 质粒的RCA扩增、酶切及纯化重组 |
| 3.5.2 RCA反应中rpsL基因的自发突变频率 |
| 3.5.3 RCA反应中致突变物诱发的rpsL基因的突变频率 |
| 4 结论 |
| 4.1 全文总结 |
| 4.1.1 rpsL突变频率检测系统适用于微量致突变物的快速检测分析 |
| 4.1.2 细胞水平NDEA和NDPA对大肠杆菌DNA复制的致突变性 |
| 4.1.3 体外扩增水平NDEA和NDPA的致突变性 |
| 4.2 论文的创新点 |
| 4.3 论文的不足之处 |
| 5 展望 |
| 6 参考文献 |
| 7 攻读硕士学位期间发表论文情况 |
| 8 致谢 |
| 附录 |
（8）四种多糖对色氨酸-P-1肠吸收和致突变性影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩写符号 |
| 前言 |
| 文献综述 |
| 1 杂环芳胺与肉品安全 |
| 1.1 肉制品加工过程中杂环芳胺的生成 |
| 1.2 杂环芳胺的类型 |
| 1.3 杂环芳胺的安全性评价 |
| 1.4 杂环芳胺的生物监测 |
| 1.5 杂环芳胺的检测技术 |
| 1.6 杂环芳胺的减控技术 |
| 2 色氨酸-P-1的研究现状 |
| 2.1 来源与检测 |
| 2.2 色氨酸-P-1的安全性评价 |
| 2.3 色氨酸-P-1的减控技术 |
| 3 四种多糖性质 |
| 3.1 阿拉伯胶 |
| 3.2 黄原胶 |
| 3.3 卡拉胶 |
| 3.4 羧甲基纤维素钠(CMC) |
| 4 本课题立项依据 |
| 4.1 研究目的和意义 |
| 4.2 工作假说与研究内容 |
| 第一章 四种多糖对色氨酸-P-1细胞单层和肠粘膜模型吸收影响研究 |
| 1 材料与仪器 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验仪器 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 实验准备 |
| 2.2 MDCK-MDR1细胞单层模型培养 |
| 2.3 细胞毒性实验 |
| 2.4 MDCK-MDR1细胞模型吸收实验 |
| 2.5 肠粘膜吸收实验 |
| 2.6 样品处理 |
| 2.7 色氨酸-P-1含量测定 |
| 3 数据统计与分析 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 MDCK-MDR1细胞单层模型建立 |
| 4.2 细胞毒性实验 |
| 4.3 色氨酸-P-1的HPLC检测方法学评价 |
| 4.4 MDCK-MDR1细胞单层吸收实验 |
| 4.5 肠粘膜吸收实验 |
| 5 讨论 |
| 6 小结 |
| 第二章 四种多糖对色氨酸-P-1体内吸收影响研究 |
| 1 材料与仪器 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 仪器 |
| 1.3 实验动物 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 色氨酸-P-1血药浓度检测方法建立 |
| 2.2 体内药代动力学研究 |
| 2.3 药代动力学计算模型选择 |
| 3 数据处理与统计分析 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 方法学建立及评价 |
| 4.2 色氨酸-P-1药代动力学研究 |
| 5 讨论 |
| 6 小结 |
| 第三章 四种多糖对色氨酸-P-1致突变影响研究 |
| 1 实验材料与仪器 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 仪器与设备 |
| 1.3 实验菌株 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 培养基配制 |
| 2.2 细菌培养 |
| 2.3 S9诱导和制备 |
| 2.4 色氨酸-P-1和多糖致突变性考察 |
| 2.5 多糖对色氨酸-P-1致突变性影响考察 |
| 3 数据统计与分析 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 S9制备 |
| 4.2 色氨酸-P-1致突变性 |
| 4.3 四种多糖致突性 |
| 4.4 四种多糖对色氨酸-P-1致突变能力影响评价 |
| 5 讨论 |
| 6 小结 |
| 第四章 色氨酸-P-1与四种多糖相互作用研究 |
| 1 材料与仪器 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 等温滴定量热 |
| 2.2 色氨酸-P-1与多糖体外结合实验 |
| 3 数据统计与分析 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 ITC |
| 4.2 体外结合实验 |
| 5 讨论 |
| 6 小结 |
| 参考文献 |
| 全文结论 |
| 创新说明 |
| 工作展望 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
（9）致突变性检测方法—微量波动法的建立及应用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 遗传毒理学检测方法及应用 |
| 1.1.1 Ames法简介 |
| 1.1.2 Ames法的应用情况 |
| 1.1.2.1 大气飘尘 |
| 1.1.2.2 水 |
| 1.1.2.3 食品及添加剂 |
| 1.1.2.4 尿液、粪便等 |
| 1.1.2.5 Ames法在烟草领域的应用 |
| 1.1.3 微量波动法简介 |
| 1.1.4 微量波动法应用情况 |
| 1.2 水体致突变性检测应用及意义 |
| 1.2.1 世界水体污染现状 |
| 1.2.2 国家水体分类标准 |
| 1.2.3 水体污染物的监测方法 |
| 1.2.3.1 化学监测 |
| 1.2.3.2 生物监测 |
| 1.3 烟气致突变性检测应用及意义 |
| 1.4 立题依据 |
| 第二章 微量波动法方法学研究 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 菌株简介 |
| 2.1.2 溶液配制 |
| 2.2 试验方法 |
| 2.2.1 代谢激活系统S9液的蛋白含量的检测及活性检测结果 |
| 2.2.2 实验设计 |
| 2.3 结果及分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 微量波动法检测污染水体及GC-MS分析 |
| 3.1 污染水体的检测 |
| 3.1.1 微量波动法检测入滇河流水质情况 |
| 3.1.1.1. 实验方法 |
| 3.1.1.2 实验结果 |
| 3.1.2 气相色谱/质谱法分析入滇河流水质实验 |
| 3.1.2.1 实验方法 |
| 3.1.2.2 实验结果 |
| 3.2. 小结 |
| 3.3. 讨论 |
| 第四章 微量波动法应用于烟草烟气致突变性的研究 |
| 4.1 Ames平板法及微量波动法在传统烟气评价方面实验比较 |
| 4.1.1 烟气捕集方法 |
| 4.1.2 Ames平板法实验方法 |
| 4.1.3 微量波动法实验方法 |
| 4.1.4 平板掺入法和微量波动法结果对比分析 |
| 4.1.5 小结 |
| 4.2 卷烟全烟气暴露装置的类型及其应用 |
| 4.2.1 气固接触方式暴露装置 |
| 4.2.2 气液固接触方式的全烟气暴露装置 |
| 4.3 全烟气微量波动实验 |
| 4.3.1 实验方法及结果 |
| 4.3.2 全烟气暴露试验的重要因素分析 |
| 4.3.2.1 混合空气流速 |
| 4.3.2.2. 试验温度 |
| 4.3.2.3. 吸烟机和暴露装置间的距离 |
| 4.3.2.4. Ames试验测试菌株的质粒 |
| 4.3.2.5 代谢活化系统S9 |
| 4.4 讨论与展望 |
| 第五章 总结 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读硕士期间发表论文目录 |
（10）镰形棘豆生物碱成分研究及毒性评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 镰形棘豆的研究进展 |
| 1.1 镰形棘豆(Oxytropis falcate Bunge)生物学特征 |
| 1.2 镰形棘豆分布及其危害 |
| 1.2.1 镰形棘豆分布 |
| 1.2.2 镰形棘豆的危害 |
| 1.3 镰形棘豆化学成分的研究进展 |
| 1.3.1 镰形棘豆中挥发油成分研究进展 |
| 1.3.2 镰形棘豆中黄酮类化合物研究进展 |
| 1.3.3 镰形棘豆中生物碱成分研究进展 |
| 1.4 镰形棘豆的药理作用 |
| 1.4.1 祛痰、抗炎作用 |
| 1.4.2 其他作用 |
| 1.5 镰形棘豆的制剂及其临床应用 |
| 1.6 小结 |
| 第二章 疯草主要生物碱的生物活性研究进展 |
| 2.1 疯草中生物碱的发现历程 |
| 2.2 疯草主要生物碱的存在形式和特性 |
| 2.2.1 生物碱在疯草中的存在形式 |
| 2.2.2 疯草中生物碱的特征 |
| 2.3 疯草生物碱的生物活性研究进展 |
| 2.3.1 疯草中吲哚里西啶类生物碱 |
| 2.3.2 疯草中喹诺里西啶类生物碱 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 致突变性检测方法在毒理学评价中的应用概况 |
| 3.1 致突变作用 |
| 3.2 化学诱变原及作用原理 |
| 3.2.1 化学诱变物概述 |
| 3.2.2 常见诱变剂 |
| 3.2.3 诱变原的可能作用原理 |
| 3.3 致突变的检测方法 |
| 3.3.1 鼠伤寒沙门氏菌回复突变试验 |
| 3.3.2 SOS 显色试验 |
| 3.3.3 动物细胞的染色体畸变试验 |
| 3.3.4 微核试验 |
| 3.3.5 精子畸形试验 |
| 3.3.6 DNA 解螺旋荧光分析试验(FADU) |
| 3.3.7 聚合酶链反应-单链构象多态性(PCR-SSCP)分析 |
| 3.3.8 体细胞HPRT 基因位点突变频率的测定方法 |
| 3.4 致突变性检测方法的应用现状 |
| 3.4.1 致突变性检测方法的存在问题 |
| 3.4.2 致突变性检测方法的发展趋势 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 镰形棘豆化学成分预试及生物碱成分薄层色谱分析 |
| 4.1 材料 |
| 4.1.1 植物样品 |
| 4.1.2 主要试剂 |
| 4.1.3 主要仪器 |
| 4.2 试验方法 |
| 4.2.1 镰形棘豆化学成分系统预试验 |
| 4.2.2 镰形棘豆脂肪族硝基化合物专项预试 |
| 4.2.3 镰形棘豆生物碱的提取 |
| 4.2.4 镰形棘豆生物碱薄层层析检查 |
| 4.2.5 镰形棘豆正丁醇提取物中苦马豆素的分离(D101 大孔树脂法) |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 镰形棘豆化学成分系统预试验结果 |
| 4.3.2 镰形棘豆脂肪族硝基化合物专项预试结果 |
| 4.3.3 镰形棘豆生物碱提取分离结果 |
| 4.3.4 镰形棘豆生物碱薄层层析检查结果 |
| 4.3.5 D101 大孔树脂法分离苦马豆素的结果 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 关于镰形棘豆生物碱的种类 |
| 4.4.2 关于镰形棘豆的毒性成分 |
| 4.4.3 关于D101 大孔树脂柱在SW 分离中的使用 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 镰形棘豆正丁醇提取物对小鼠的致突变试验 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 植物材料 |
| 5.1.2 试剂和试验器材 |
| 5.1.3 试验动物 |
| 5.1.4 受试物的制备 |
| 5.1.5 微核试验 |
| 5.1.6 精子畸形试验 |
| 5.1.7 攻毒液中苦马豆素含量的气相色谱测定 |
| 5.1.8 统计分析 |
| 5.2 结果 |
| 5.2.1 微核试验 |
| 5.2.2 精子畸形试验 |
| 5.2.3 苦马豆素的含量 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 镰形棘豆全草对小鼠的亚急性毒性试验 |
| 6.1 材料及仪器 |
| 6.1.1 材料 |
| 6.1.2 主要仪器 |
| 6.1.3 主要试剂 |
| 6.2 方法 |
| 6.2.1 攻毒饲料的制作 |
| 6.2.2 试验动物分组及处理 |
| 6.2.3 外周血T 淋巴细胞ANAE 染色法 |
| 6.2.4 巨噬细胞非特异免疫功能检查 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 临床症状的观察 |
| 6.3.2 试验期间小鼠的体重变化 |
| 6.3.3 血常规检查 |
| 6.3.4 外周血T 淋巴细胞的检查 |
| 6.3.5 巨噬细胞非特异免疫功能检查 |
| 6.3.6 眼观病理变化 |
| 6.3.7 病理组织学检查 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 镰形棘豆全草对小鼠生殖毒性试验 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 试验材料与器材 |
| 7.1.2 动物的分组与处理 |
| 7.2 结果 |
| 7.2.1 镰形棘豆全草对孕鼠及其胚胎发育的影响 |
| 7.2.2 镰形棘豆全草对胎鼠内脏、骨骼的影响 |
| 7.3 讨论 |
| 7.4 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、化学物质致突变性的检测方法研究进展（论文参考文献）
- [1]食品及纸质食品包装材料中氯丙醇危害与检测方法[J]. 赵晋蔚,杨梦宁,梁辰,姚双全,覃程荣,孙广航. 中国造纸学报, 2021(03)
- [2]基于机器学习算法对化学品致突变性的预测研究[D]. 吴思甜. 大连理工大学, 2021(01)
- [3]基于不同分子描述符的化合物遗传毒性集成模型研究[D]. 杨晓彤. 广东药科大学, 2021(01)
- [4]城市黑臭水体的生物毒性和治理效果评价研究[D]. 徐柔柔. 东南大学, 2020
- [5]优先控制潜在高环境风险农药及助剂的筛选[D]. 任幸. 沈阳农业大学, 2019
- [6]新兴污染物中的特征化学物质的遗传毒性研究和风险评价[D]. 王文倩. 东南大学, 2019(05)
- [7]rpsL检测在亚硝胺化合物遗传毒理的应用研究[D]. 张俊帅. 天津科技大学, 2019(07)
- [8]四种多糖对色氨酸-P-1肠吸收和致突变性影响研究[D]. 罗玲英. 南京农业大学, 2018(02)
- [9]致突变性检测方法—微量波动法的建立及应用研究[D]. 胡明阳. 昆明理工大学, 2011(05)
- [10]镰形棘豆生物碱成分研究及毒性评价[D]. 霍星华. 西北农林科技大学, 2008(01)