一、金属离子对人体健康的影响综述（论文文献综述）
骆璐[1]（2021）在《药用植物多农残重金属的大样本检测及综合风险评估》文中指出目的药用植物外源性有害残留物污染现象严重影响药材的安全性及有效性。针对规模化种植药用植物的污染状况,本研究旨在建立药用植物外源性有害残留物系统的检测方法体系、风险评估体系、有害残留物标准及质量管控体系,提出保障药材质量及安全性的有效措施。方法1.药用植物农残的检测收集了 1771批次共182种大规模种植的药用植物样本,通过文献检索确定了药用植物中常检出的、禁用的、以及高毒的共136个农药残留,使用液相色谱-串联质谱（LC/MS-MS）或气相色谱-串联质谱（GC/MS-MS）对136种具有高毒和高检出率的农药进行检测,建立了药用植物的多残留农药检测体系。通过欧盟药典公式,计算出农药的最大残留限量,计算其检出率及超标率。2.药用植物重金属的检测采用电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）对1773批次共86种药用植物中五种重金属镉（Cd）、铅（Pb）、砷（As）、汞（Hg）和铜（Cu）进行检测。根据20个国家和地区以及7个国际组织颁布的五种重金属的现有标准,分别计算重金属的检出率及超标率。3.药用植物农残的风险评估对于农残造成的健康风险,采用膳食风险评估区分由于农残暴露量升高而对健康构成的可接受或不可接受风险。应用危害商（HQ）和危害指数（HI）来量化急性、慢性以及药用植物农残的累积暴露风险;采用风险安全序数,通过风险等级评分对农药和药材的风险等级进行分类和排序。通过将农药毒性、农药摄入量和可检测残留水平的相应分值进行计算,得到农药的风险等级得分（S）和药材的风险指数（RI）。此外,首次建立了针对药用植物农残的健康影响评估体系,将致癌和非致癌风险与疾病发病率相关联。对药用植物农药残留引起的患者摄入量以及相关癌症和非癌症聚集效应进行量化,并将两者合并成患者健康影响得分（IS）,用伤残调整生命年（DALY）表示。4.药用植物重金属的风险评估对于重金属造成的健康风险,采用膳食风险评估、非癌症风险评估和癌症风险评估探讨药用植物中重金属污染对人体健康的潜在影响。膳食风险评估计算出每日预估重金属摄入量（EDI）与各金属的每日可接受摄入量（PTDI）比较;非癌症风险分别计算了每种药材中各金属的非癌症危害商（HQ）及每种药材的总非致癌危害指数（HI）;同时计算了每种药材中三种明确癌症风险金属的癌症风险值（CR）,与癌症强度因子（CSF）比较,并计算了每种药材的总癌症风险值。结果1.药用植物农残检出及超标情况农残的总检出率为88.03%（1559批次）,超标率为59.01%（1045批次）。根据欧盟（EU）、美国（US）和中国的相关规定,共检出35种禁用农药。在至少42.97%的样品（761批次）中检测到35种禁用农药,其中速灭磷和总DDT分别的检出率分别为 24.20%（LC/MS-MS,242/1000）和 13.10%（GC/MS-MS,101/771）。此外,8种禁用农药的浓度水平比欧盟标准高出500倍以上。菊花中检出农药37种（超标8种,禁用7种）,其次是山楂（29种）和益智（27种）。农药在根茎及根茎类药材中的检出率最高（48.62%,n=1559）,在花类药材中检出率最低（5.77%,n=1559）。风险最高的农药属于有机磷杀虫剂,杀虫剂（45.42%,n=6387）和杀菌剂（33.69%,n=6387）检出率最高。2.药用植物农残风险评估根据农残的膳食风险评估结果,10种药材的急性风险为不可接受风险（HIa>1）,包括山楂（HIa=12.09）,花椒（HIa=11.54）,枸杞子（HIa=1.86）,和苦地丁（HIa=1.48）等。23种药用植物的慢性风险为不可接受风险（HIc>1）,包括山楂（HIc=6.62）,肉豆蔻（HIc=3.51）,和花椒（HIc=3.38）等。山楂和花椒的急慢性风险（HQa和HQc）及急慢性累积风险（HIa和HIc）最高,而禁用农药呋喃丹和速灭磷在膳食暴露风险评估中危害商最高。此外,果实和种子类药材显示出最高的膳食暴露风险。在风险安全序数评估中,山楂、枸杞子、金银花和蒲公英中检测到的3-羟基呋喃丹和对溴磷的风险等级得分（S=140）最高。而药用植物山楂的危害指数最高（RI=1925）,其次是石斛（RI=1315）和防风（RI=1144）。此外,根据Spearman相关系数,农药残留（p=0.783）对风险排序的贡献最大,其次是农药毒性（p=0.691）,草药摄入量（p=0.370）最小。根据健康影响评估结果,药材薏苡仁（min ISh=3945.40 μDALY·person-1,mean ISh=972.07 μDALY.person-1）和川明参（ISh=4287.78μDALY·person-1）调整伤残年数最高,而薏苡仁o,p’-DDT（ISi,h=2729.58 μDALY·person-1）,及川明参中的 o,p’-DDT（mean ISi,h=2837.91 μDALY·person-1,max ISi,h=3682.78μDALY·person-1）风险最高。综合三种风险评估方法,总滴滴涕、呋喃丹,和速灭磷被确认为是最具风险隐患的杀虫剂。其除具有肾毒性和肝毒性外,还具有致癌、遗传毒性、神经毒性和生殖毒性等。且山楂为代表的果实类药材的农残问题需要特别关注。3.药用植物重金属检出及超标情况所有样品均检测到了重金属,总计30.51%（541）的样品中至少有一种重金属超过中国药典（2020版）标准,433个样品检测出一种超标金属,75个样品检测出两种超标金属,24个样品检测出种3超标金属,9个样品检测出4种超限金属。五种重金属的超标率依次为Pb（102,5.75%）>Cd（88,4.96%）>As（74,4.17%）>Hg（67,3.78%）>Cu（31,1.75%）。Hg在菊花中检出的最高浓度超标66.17倍,Pb在桔梗中检出的最高浓度超标9.02倍。叶及皮类药用植物的超标率为9.68%,果实及种子类的超标率为16.13%,全草及其它类的超标率为41.94%,根及根茎类药材的超标率为19.35%。重金属在果实和种子类药材中的检出率最高,而在全草类药材的超标率最高。重金属Pb的超标率最高,其次是Cd 和 As。4.药用植物重金属风险评估根据重金属的膳食风险评估,共有25种（29.07%）草药（n=86）存在不可接受的风险,其中9种以果实及种子入药,5种为花类,3种为根茎类,2种为叶及皮质类。7种草药中Pb、5种草药中的Cd、4种草药中的Hg和3种草药中As的最大估计日摄入量（EDI）超过了相应的暂定允许日摄入量（PTDI）。车前草的非癌症风险最高（HI=11.47）,而穿心莲的癌症风险最高（CR=5.27E-09）。重金属As在草药中显示出最高的非癌症（HQ=9.95）和癌症风险（CR=4.48E-09）。结论农药在根茎及根茎类药材中的检出率最高,在花类药材中检出率最低,以山楂为代表的果实类药材的农残风险最高。重金属在果实和种子类药材中的检出率最高,而在全草类药材的超标率最高。风险最高的农药属于有机磷杀虫剂,总滴滴涕、呋喃丹,和速灭磷被确认为是最具风险隐患的杀虫剂。重金属As在草药中显示出最高的非癌症和癌症风险。本研究是时空尺度大规模的药用植物外源性有害残留物检测及风险评估,为标准制定、药用植物规模化生产管理体系的建立及质量监管提供了数据支撑及依据。
马学林[2]（2021）在《三嗪衍生物及其金属有机功能材料的设计、合成及荧光识别性能研究》文中研究说明化学荧光传感器是利用被测物与某种荧光分子或材料之间的特定的相互作用引发荧光强度的增强或降低,或者是所发射的荧光波长的变化来实现对被测物质的检测与信号的传递。化学荧光传感器作为分析化学进行分析测试的新手段,因其具有灵敏度高、方便快捷、选择性好、能实时在线检测、响应时间短、准确度高等优点得到科研工作者的广泛关注,尤其是在生命科学、材料科学、环境科学、能源科学、纳米科学、信息科学等领域得到了具体的应用,同时在工业生产、化工科技、生物科学、临床医学、催化科学、环境监测、工厂的自动化控制及科学研究等诸多方面都彰显出广泛的应用前景。本课题总体研究思路是通过设计、合成了两种三嗪衍生物及两种金属有机配化合物,利用傅里叶变换红外（FT-IR）光谱、元素分析（Vario EL）、核磁共振(1H NMR、13C NMR)、粉末多晶衍射仪（PXRD）、热重分析（TGA）、扫描电镜（SEM）和X射线光电子能谱（XPS）对合成的荧光材料进行表征,确定其结构组成。通过荧光光谱和紫外光谱对合成的材料进行荧光性能研究。着重考察了荧光材料对过渡金属阳离子（含稀土金属离子）、阴离子和有机溶剂的识别性能,初步研究多响应荧光识别材料的影响机制,研究结果为多响应荧光识别材料的合成和离子分子的识别提供了有益的参考。论文共分为四个部分进行研究。第一部分,设计合成了2,2’,2’’-[（1,3,5）-三嗪-2,4,6-三亚胺基]三苯甲酸荧光传感器（L）,研究了该传感器对金属阳离子和有机溶剂的识别。结果发现Zr4+对该荧光材料具有较强的荧光增强效应,而Fe3+和丙酮对该荧光材料具有典型的荧光猝灭效应,初步分析了引起荧光增强与荧光猝灭的影响机制。同时研究了该传感器对人体尿液和饮用水中Fe3+的检测应用。第二部分,以2,2’,2’’-[（1,3,5）-三嗪-2,4,6-三亚胺基]三苯甲酸（L）和Zr ONO3·2H2O为原料,设计合成了一种新的锆基金属有机配合物荧光传感器（Zr-L）。Zr-L在沸水和不同p H值溶液中,结构具有较高的稳定性,但其荧光强度在不同的p H值溶液中呈现开口向上的抛物线分布。在对金属离子、阴离子和有机溶剂识别发现,该荧光材料对Fe3+、Cr2O72-、丙酮、CCl4和二甲苯都表现出较强的荧光猝灭效应。与文献报道的金属有机配合物相比,该荧光材料具有用量少（0.001 mg/m L）和多重识别的特点,但由于都是促使荧光猝灭不利于进一步拓展新荧光材料的合成与应用。同时研究了该传感器对不同真实水样中Fe3+的检测以及模拟检测有机溶剂中CCl4和二甲苯。第三部分,以2,2’,2’’-[（1,3,5）-三嗪-2,4,6-三亚胺基]三苯甲酸（L）和Al NO3·9H2O为原料,设计合成了一种新的铝基金属有机配合物荧光传感器（Al-L）。Al-L在沸水和不同p H值溶液中,结构具有较高的稳定性,但其荧光强度同样在不同的p H值溶液中呈现一定的变化规律。在对金属离子、阴离子和有机溶剂的识别中发现,该荧光材料对Fe3+、Sr2+和SiO32-离子表现出强的荧光增强效应,尤其是当SiO32-离子浓度为10-8 M时都能促使该荧光材料的荧光强度增强,具有高的选择性和敏感性。相反,在有机溶剂识别检测中发现,甲苯对该荧光材料具有强的荧光猝灭效应。同时,Fe3+、Sr2+和SiO32-离子对该荧光传感的荧光增强效果为进一步拓展新的荧光传感器奠定了基础。此外,研究了该传感器对不同水样和蔬菜中Fe3+离子进行了检测。第四部分,设计合成了1,1’-（6-氯-1,3,5-三嗪-2,4-二基）双（1H-苯并[d][1,2,3]三唑）荧光传感器（Q）。该传感器与第一部分相比,不含-COOH,但含有丰富的氮原子,合成原料没有荧光特性,然而合成的配体Q却具有较强的荧光特性,具有聚集发光的性质。在对金属离子、阴离子和有机溶剂识别中发现,配体Q对Fe3+、Cr2O72-和硝基苯表现出典型的荧光猝灭效应;相反,配体Q对甲苯和二甲苯却表现出较强的荧光增强效应。同时研究了该传感器不同水样和蔬菜中Fe3+的检测应用以及油品中甲苯和二甲苯的检测应用。从合成化学荧光传感器分析,本论文合成两种未见文献报道的三嗪衍生物荧光传感器,一个含-COOH,一个不含-COOH,并对这两种化学荧光传感器的荧光性能进行了分析。以Fe3+离子为例,Ksv（L）>Ksv（Q）,LOD（L）>LOD（Q）,含有羧基的三嗪衍生物（L）对Fe3+离子的选择性明显优于不含羧基的三嗪衍生物（Q）。这主要是配体L中的-COOH容易与Fe3+离子参与配位,形成不具有荧光特性的金属配合物。同时,通过含-COOH的化学传感器（L）拓展了两种金属有机配合物（Zr-L和Al-L）荧光传感器。Zr-L延续了配体L的荧光特性,对识别的离子(Fe3+和Cr2O72-)和分子（丙酮、CCl4和二甲苯）都表现出强的荧光猝灭效果;Al-L与配体L荧光性能不同,既能够通过荧光增强识别Fe3+、Sr2+和SiO32-离子,又能通过荧光猝灭识别甲苯。从离子和分子识别效应分析,通过调控三嗪衍生物的结构,既能通过荧光猝灭来检测Fe3+、Cr2O72-、丙酮、甲苯和硝基苯,也能通过荧光增强来实现检测Fe3+,Sr2+、SiO32-、甲苯和二甲苯。同时,在现行的离子和分子荧光识别中,丰富了离子和分子的检测种类,如,能实现了化学传感器对Sr2+、SiO32-、CCl4、甲苯和二甲苯的检测。就Fe3+而言,从检测限分析来看,LOD（Zr-L）>LOD（L）>LOD（Al-L）>LOD（Q）。表明四种荧光材料中,配体L与Zr4+离子形成的锆基金属有机配合物（Zr-L）对Fe3+离子的检测能力最强,但还是通过传统的荧光猝灭来实现对Fe3+离子的检测。
陈锦冰[3]（2021）在《数字化成型的金属修复体对肝肾组织影响的体内研究》文中提出目的:本课题拟在构建比格犬上颌金属支架修复模型的基础上,研究两种数字化成型的金属修复体在体内戴用后对肝肾功能、肝肾组织中金属离子蓄积及生物学效应的影响,为临床诊疗工作中选用不同数字化成型的金属修复体提供实验依据和指导。方法:（1）按照随机区组法将9只比格犬分成3组,分别为钴铬（Cobaltchromium,Co-Cr）合金组、钛金属（Commercially pure titanium,CP-Ti）组、空白对照组。将选区激光熔融（Selective laser melting,SLM）制作的钴铬合金支架和计算机数控铣削（Computer numeric controlled milling,CNC milling）制作的钛金属支架固定于比格犬上腭,构建上颌金属支架修复动物模型。并于金属支架戴后0天、3天、1周、2周、1个月、2个月、3个月、4个月、5个月、6个月时间点采集血液样本,离心获取血清后应用全自动生化分析仪检测各项肝肾功能指标变化情况。（2）在第6月时间点采集血液样品后处死比格犬,收集肝脏和肾脏组织。部分组织消解处理后,采用电感耦合等离子体质谱仪（Inductively coupled plasma mass spectrometry,ICP-MS）精准检测各组肝肾组织中金属离子的种类和浓度。（3）部分组织进行固定包埋制成组织切片后,使用H&E（Hematoxylin-eosin）染色法镜下观察数字化成型的金属修复体对肝肾组织病理的影响。应用TUNEL（Td T-mediated d UTP nick-end labeling）法检测肝肾组织凋亡水平,通过比较各组细胞凋亡率大小,研究两种数字化成型的金属修复体对肝肾组织凋亡水平的影响。（4）部分组织提取总蛋白后,应用蛋白质印迹法（Western blot）检测组织样品中自噬相关蛋白P62和Beclin1的表达,通过对比各组目的蛋白的表达量,分析两种数字化成型的金属修复体对肝肾组织自噬水平的影响。结果:（1）肝肾功能指标检测结果表明不同时间点肝肾功能水平的差异均具有统计学意义（P均<0.05）,戴用时长与分组均无交互作用（P均>0.05）,SLM Co-Cr组、CNC milled CP-Ti组与空白对照组的肝肾功能水平差异显示均不具有统计学意义（P均>0.05）。（2）ICP-MS检测结果显示SLM Co-Cr组和CNC milled CP-Ti组肝肾组织中检出金属离子种类与空白对照组相同,且各金属离子浓度及金属离子总浓度与空白对照组的差异均不具有统计学意义（P均>0.05）。（3）SLM Co-Cr组和CNC milled CP-Ti组的肝脏和肾脏组织结构未见明显异常,且和空白对照组对比均不具有显着差异。（4）TUNEL法结果表明SLM Co-Cr组和CNC milled CP-Ti组肝肾组织中细胞凋亡率均略高于空白对照组,但各组间差异显示不具有统计学意义（P均>0.05）。（5）Western blot法结果表明SLM Co-Cr组、CNC milled CP-Ti组与空白对照组肝肾组织中目的蛋白P62和Beclin1相对表达量的差异显示均不具有统计学意义（P均>0.05）。结论:在实验观察期内,两种数字化成型的金属修复体即SLM Co-Cr和CNC milled CP-Ti对肝肾功能、肝肾组织中的金属离子种类和浓度、组织病理、细胞凋亡和自噬水平均无显着性影响,具有良好的生物相容性。
李金星[4]（2020）在《氧化铜钠米颗粒在两种蔬菜系统中的生物毒性研究》文中指出氧化铜纳米颗粒（CuONPs）在环境修复、农业生产、医疗、食品等领域广泛使用,其在生产、运输、使用和处置环节不可避免地进入环境,对生态环境系统和人体健康造成暴露风险。不同植物的生物学特性差异巨大,因此CuO NPs在不同植物中的吸收积累规律、生物毒性及其向人类食物链的迁移能力也不一样。因此,深入研究CuO NPs在不同蔬菜系统中的生物毒性及作用机制,对CuO NPs的毒性机制解析、环境风险评估及农产品安全调控具有重要意义。本文以生菜和大蒜两种不同类型的蔬菜作物为材料,研究了 CuO NPs对土壤-蔬菜系统根际、非根际微生物活性及群落组成的影响,明确不同土壤和植物类型条件下,CuO NPs对土壤微生物的毒性效应;通过暴露试验,比较CuO NPs作用下,生菜和大蒜根系抗氧化系统、质外体屏障发育及光合系统的变化特征,揭示了 CuO NPs对两种蔬菜作物的植物毒性及其机制;进一步通过对暴露在CuO NPs下的蔬菜进行模拟消化和细胞培养,研究CuO NPs通过食物传递对人体肠道细胞和肝脏细胞的损伤位点及原理,揭示了 CuO NPs对人体肠道细胞和肝脏细胞的有效性及毒性。取得的主要研究结果如下:1.采用土培试验,通过与Cu2+对比,研究了 CuO NPs对生菜和大蒜根际及非根际土壤微生物的生物毒性,评估了其对土壤微生物量碳、酶活性和微生物群落结构的影响。试验结果表明,随着CuO NPs浓度的升高,生菜和大蒜非根际土壤微生物量碳显着降低,潮土（2.2-29.5%）的降低幅度小于水稻土（4.8-38.1%）,但两种植物之间没有显着差异;对于根际土壤而言,低浓度CuO NPs提高了两种土壤微生物量碳（生菜8.5-12.0%,大蒜6.4-9.4%）,中高浓度CuO NPs显着降低土壤微生物量碳。与微生物量碳变化不同,土壤酶活性变化受到CuO NPs浓度、土壤类型、植物类型的影响。水稻土中,两种蔬菜非根际土壤脱氢酶、酸性磷酸酶及脲酶活性随CuO NPs处理浓度增加显着降低,而潮土的降低幅度小于水稻土。根际土壤酶活性受到植物类型的显着影响,两种土壤中,低浓度CuO NPs对生菜根际土壤酶活性没有影响,而大蒜根际土壤酶活性仅在高浓度CuO NPs条件下显着降低。高通量测序结果表明,CuO NPs能够引起土壤微生物群落组成发生变化,α变形杆菌和β变形菌在大蒜根际土中的相对丰度高于生菜,大蒜根际具有固氮及抵抗营养胁迫的功能微生物丰度高于生菜,因此在CuO NPs胁迫下,大蒜生长受到的影响较小,而生菜受到的负面影响更大。2.采用水培试验,通过与CuO BPs对比,研究了 CuO NPs对生菜和大蒜根系生长的影响。TEM-EDS结果表明,CuO NPs能够被生菜和大蒜根系吸收。CuO BPs对两种蔬菜根的伸长没有明显的抑制作用,而CuO NP s能够显着抑制生菜（降低14.8-3 8.9%）和大蒜（降低13.2-25%）根的伸长,且随浓度的增加而加剧。不同浓度CuO NPs处理下,两种蔬菜根系POD活性均随处理时间的延长而降低,但相同浓度下,大蒜根系POD活性高于生菜;三种CuO NPs浓度下,生菜根系SOD活性随处理时间的延长而增加,在14 d达到最高（为3d时的1.83、3.01和2.92倍）,随后逐渐下降,而大蒜根系SOD活性在21 d生育期内持续上升（为3d时的4.22,4.64和3.27倍）。这一结果表明,大蒜根系在生长后期能够保持更高的抗氧化酶活性,降低CuO NPs造成的活性氧损伤。此外,与生菜根系不同,大蒜能够通过细胞壁增厚及根尖软木脂的发育,抵制环境中的CuO NPs胁迫,从而降低CuO NPs对其根系生长的抑制。3.采用水培试验,研究了 CuO NPs对生菜和大蒜光合系统的影响。研究结果表明,CuO NPs显着抑制两种植物的生长,生菜地上部生物量降低24.9-51.2%,而大蒜地上部仅在中、高浓度下降低15.5%和20.2%。CuO NPs影响两种植物对镁元素的吸收,抑制叶绿素的合成,两种植物叶绿素含量均随CuO NPs处理浓度增加而降低,而生菜的降幅更加明显。叶绿素荧光参数分析表明,CuO NPs处理降低了生菜Fv/Fm（14.4-18.6%）和ΦPSⅡ（9.1-12.9%）,且随浓度的增加而加剧,而大蒜的降幅小且各浓度之间没有显着差异。此外,CuO NPs处理显着降低了植物Rubisco酶活性（29.3-38.4%,大蒜;54.5-72.7%,生菜）,其中生菜的降低幅度显着大于大蒜。总体而言,CuO NPs暴露下,生菜和大蒜光能捕获效率均下降,且生菜和大蒜的光合系统均受到了不同程度的损伤,但损伤机制不同。大蒜由于光合系统酶活性降低,从而抑制了叶绿体中C5到C3的循环,切断了能量传递,导致了光合速率下降;生菜由于植物受到更多的ROS胁迫而导致叶绿体发育的受损,进而导致光合系统的损伤,叶绿体发育受损,降低了光合速率,造成植物生长的抑制。4.采用Caco-2细胞模型,评价生菜中的CuO NPs通过食物传递对人体肠道细胞的有效性及毒性。研究结果表明,CuO NPs能够通过生菜可食部向人体肠道细胞转移,并且CuO NPs的生物有效性随处理浓度增加逐渐增大。低浓度CuO NPs处理的生菜显着影响Caco-2细胞活力（较CK增大72%）,并且造成细胞ROS水平的上升,导致细胞中的线粒体出现空泡,而中、高浓度CuO NPs处理的生菜造成细胞的死亡（细胞存活率为59.3%和35.4%）。中、高浓度CuO NPs处理的生菜能够抑制肠道细胞表面的微绒毛生长,导致肠道细胞促炎反应相关基因的上调。以上结果表明,通过食用CuO NPs处理的生菜,能够导致肠道细胞ROS损伤和肠道炎症,影响营养元素的摄入。此外,通过与不同离子释放度的ZnO NPs和CeO2NPs进行对比试验发现,CuO NPs的毒性介于高离子释放度的ZnO NPs和低离子释放度的CeO2 NPs之间。5.利用Caco-2模型中的转运液对人体肝脏细胞HL-7702进行培养,研究CuO NPs通过肠道吸收对肝脏的影响。细胞存活率（MTT）和乳酸脱氢酶（LDH）释放试验表明,通过肠道吸收后,转运液对人肝脏细胞的细胞存活率及细胞形态没有显着影响。但ROS含量显示,CuO NPs暴露下的转运液仍然能够在中、高浓度造成肝脏细胞ROS水平的升高（104.9%和108.6%）。线粒体膜电位结果显示,高浓度CuO NPs暴露下的转运液能够提高人体肝脏细胞线粒体膜电位,对线粒体造成ROS损伤,并且能够造成DNA损伤。通过与ZnO NPs和CeO2 NPs的对比试验发现,CuO NPs的毒性介于ZnO NPs和CeO2NPs之间。以上结果表明CuO NPs能够通过食物进行传递,并能够在肠道细胞消化吸收后继续对人肝脏细胞造成线粒体和DNA损伤。
王飞[5]（2020）在《血清双酚A、全氟烷基化合物及糖尿病遗传风险评分与2型糖尿病发生风险的巢式病例对照研究》文中指出2型糖尿病患病率在世界范围内不断增加,成为严重的公共卫生问题。2型糖尿病可引起糖尿病肾病、心脑血管疾病、糖尿病眼病和糖尿病足,严重者甚至可导致死亡,对人群健康造成严重危害。2型糖尿病及其并发症产生的巨额医疗支出给个人和全球卫生经济带来了巨大压力。环境内分泌干扰物（Endocrine Disrupting Chemicals,EDCs）是一类具有内分泌干扰作用的环境污染物,其中双酚A（Bisphenol A,BPA）属于典型的烷基酚类EDCs,全氟辛酸（Perfluorooctanoic Acid,PFOA）和全氟辛基磺酸（Perfluorooctane Sulfonates,PFOS）是典型的全氟烷基EDCs。BPA、PFOA和PFOS广泛运用于现代工业和商业用途。广泛存在于环境中的BPA、PFOA和PFOS可通过饮食、呼吸和皮肤接触途径进入机体,产生不良健康效应。近年来,BPA、PFOA和PFOS与2型糖尿病发生风险的关联受到广泛关注。然而,这方面的研究大多局限于小样本横断面研究且研究结论不一致。另外,人类通常同时暴露于多种EDCs,多种EDCs之间可相互作用。然而,目前的研究大多局限于单一种类EDCs与2型糖尿病之间的关联。因此,本研究基于前瞻性巢式病例对照研究探讨血清BPA、PFOA和PFOS与2型糖尿病关联,并进一步探讨三种EDCs同时暴露时,血清BPA、PFOA和PFOS与2型糖尿病发生的关联。遗传因素及其与环境因素的交互作用在2型糖尿的发生发展过程中起到重要作用。遗传背景的差异可能是目前EDCs和2型糖尿病关联的流行病学研究结果不一致的原因之一。目前仅有一项研究探讨了由34个糖尿病相关的单核苷酸多态性（Single Nucleotide Polymorphisms,SNPs）构建的糖尿病遗传风险评分（Genetic Risk Score,GRS）在尿液BPA水平与2型糖尿病发生风险关联中的修饰作用且未发现GRS对二者的关联的修饰效应。但该项研究新发2型糖尿病病例和纳入的糖尿病相关SNPs相对较少,统计效能可能不足。目前还没有研究探索糖尿病GRS在PFOA和PFOS与2型糖尿病发生风险关联中的修饰作用。因此需要纳入更多研究对象和更多糖尿病相关的SNPs来探索遗传因素在EDCs与2型糖尿病发生风险中的作用,为个体精准预防提供依据。目前,BPA、PFOA和PFOS与2型糖尿病发生关联的潜在生物学机制尚不明确。BPA是一种雌激素受体激动剂,可作为内分泌激素干扰物,参与糖尿病发生的多种机制,包括葡萄糖稳态、肥胖、胰岛素抵抗、β细胞功能异常、炎症和氧化应激等。PFOA和PFOS与脂肪酸结构类似,可通过激活过氧化物酶体增殖激活受体,在脂肪细胞分化、脂质和葡萄糖代谢及炎症的调节中起关键作用。基于上述问题,本研究基于前瞻性动态队列——东风-同济队列,采用巢氏病例对照设计,纳入东风-同济队列在2008年基线到2013年第一次随访期间新发2型糖尿病病例995人,按照年龄（±5岁）和性别1:1匹配995名无冠心病、中风和肿瘤病史的对照。通过问卷调查和体格检查收集研究对象基线和第一次随访的人口统计学数据、生活方式、疾病史、人体测量学资料等信息。实验室测定血清中BPA、PFOA和PFOS浓度。使用根据大型全基因组关联研究（Genome Wide Association Study,GWAS）和GWAS的meta分析得到的糖尿病相关的88个SNPs构建糖尿病GRS。本研究首先探索人群中血清BPA、PFOA和PFOS的分布及其与糖尿病危险因素的关联,然后探讨了血清BPA、PFOA和PFOS与2型糖尿病发生风险的关联,并在新发糖尿病人群和非糖尿病人群中探究血清BPA、PFOA和PFOS与5年空腹血糖水平变化值的关联,在此基础上,进一步探讨了糖尿病GRS和血清BPA、PFOA和PFOS在2型糖尿病发生风险中的交互作用和联合作用。并探讨三种EDCs共同暴露对2型糖尿病发生风险的影响。本研究包括以下三个部分:第一部分血清BPA、糖尿病遗传风险评分与2型糖尿病发生风险的关联研究目的:探讨血清BPA和2型糖尿病发生风险之间的关联以及糖尿病GRS与血清BPA在2型糖尿病发生中的交互及联合作用。方法:本研究纳入东风-同济队列在2008年到2013年第一次随访期间新发糖尿病病例995人,按照年龄（±5岁）和性别1:1匹配995名无冠心病、中风和肿瘤病史的对照。糖尿病的诊断标准为空腹血糖水平≥7.0 mmol/L,或糖化血红蛋白≥6.5%,或使用降糖药,或自报被医生诊断为糖尿病。使用高效液相色谱串联质谱（High Performance Liquid Chromatography Coupled with Mass Spectrometry,HPLC-MS）测定基线血清BPA浓度并以10为底数进行对数转换后纳入回归模型进行分析。使用根据大型GWAS和GWAS的meta分析得到的糖尿病相关的88个SNPs构建糖尿病GRS和加权GRS（Weighted GRS,w-GRS）。采用条件Logistic回归分析血清BPA与2型糖尿病发生风险之间的关联,非条件Logistic回归分析糖尿病GRS和血清BPA在2型糖尿病发生中的交互及联合作用。在新发糖尿病人群和对照人群中采用广义线性模型分析糖尿病GRS和血清BPA与5年空腹血糖水平变化值之间的关联及交互作用。结果:新发糖尿病人群和对照组人群血清BPA浓度中位数分别为3.08ng/m L和2.81ng/m L。横断面研究发现,男性血清BPA浓度显着高于女性（3.15ng/m L vs.2.83ng/m L,P=0.02）。血清BPA浓度和腰围呈显着的负向关联（β=-0.0033,P=0.01）。血压正常者血清BPA浓度显着高于高血压患者（3.12ng/m L vs.2.68ng/m L,P=0.001）;血清BPA浓度与总胆固醇（β=0.0358,P=0.01）、低密度脂蛋白（β=0.0507,P=0.02）和空腹血糖水平（β=0.0635,P=0.0008）呈显着的正向关联。空腹血糖水平高于5.6mmol/L者血清BPA浓度显着高于空腹血糖水平正常者（3.34ng/m L vs.2.74ng/m L,P=0.0001）。血清BPA浓度和年龄、BMI、教育情况、饮食、高血脂和甘油三酯水平均不存在显着关联性（所有P>0.05）。将血清BPA按对照组中浓度分布3分位分组后,和血清BPA浓度最低分位组相比,最高分位组的优势比（Odds ratio,OR）为1.07[95%置信区间（Confidence Interval,CI）,0.85-1.35,Ptrend=0.86]。在校正传统2型糖尿病危险因素后,相应的OR（95%CI）值为1.10（95%CI,0.72-1.66 Ptrend=0.78）。分层分析中,上述糖尿病危险因素和血清BPA水平在2型糖尿病发生中不存在交互作用（所有Pinteraction>0.05）。糖尿病GRS和w-GRS均和2型糖尿病发生风险之间存在显着的正向关联（β=0.040和0.366,P≤0.01）,但与血清BPA水平之间不存在交互作用（所有Pinteraction>0.05）。在分析糖尿病GRS或w-GRS和血清BPA水平的联合作用时,糖尿病GRS和w-GRS按3分位分组后,与糖尿病GRS或w-GRS和血清BPA浓度最低分位组相比,糖尿病GRS或w-GRS和血清BPA浓度最高分位组的OR（95%CI）值分别为2.37（95%CI,1.37-4.08,P=0.002）和2.37（95%CI,1.36-4.14,P=0.002）。在新发糖尿病人群和对照人群中,血清BPA水平和5年空腹血糖水平变化值均不存在显着关联性（P>0.05）,且糖尿病GRS或w-GRS对二者的关联不存在修饰作用（P>0.05）。结论:男性、腰围较大、无高血压病史、总胆固醇、低密度脂蛋白和血糖水平较高者血清BPA浓度更高。未发现血清BPA与2型糖尿病发生风险及5年空腹血糖水平改变存在显着关联性。糖尿病GRS对血清BPA与2型糖尿病发生风险及5年空腹血糖水平改变的关联不存在修饰效应,但GRS与血清BPA在影响2型糖尿病发生上存在联合作用。尽管本研究是目前样本量最大的前瞻性研究,仍需要更多的大样本前瞻性研究纳入更多的糖尿病相关SNPs来验证本研究的结论。第二部分血清PFOA和PFOS、糖尿病遗传风险评分与2型糖尿病发生风险的关联研究目的:探讨血清PFOA和PFOS与2型糖尿病发生风险的关联以及糖尿病GRS与血清PFOA和PFOS在2型糖尿病发生中的交互及联合作用。方法:本研究纳入人群、2型糖尿病诊断标准和糖尿病GRS构建与第一部分相同。使用高效液相色谱串联质谱（HPLC-MS）测定基线血清PFOA和PFOS浓度并以10为底数进行对数转换后纳入回归模型进行分析。在分析糖尿病危险因素与血清PFOA和PFOS关联时,采用Spearman相关分析连续型变量和血清PFOA及PFOS浓度（lg转换后）的相关性。采用广义线性模型校正年龄和性别分析分类变量和血清PFOA及PFOS的关联。采用条件Logistic回归分析血清PFOA和PFOS与2型糖尿病发生风险的关联。在SPSS中采用PROCESS插件分析血脂水平、空腹血糖水平、BMI等因素对血清PFOA和2型糖尿病发生风险关联的中介效应。采用非条件Logistic回归分析糖尿病GRS和血清PFOA及PFOS在2型糖尿病发生中的交互和联合作用。在新发糖尿病人群和对照人群中采用广义线性模型分析糖尿病GRS和血清PFOA及PFOS与5年空腹血糖水平变化值之间的关联及交互作用。结果:新发糖尿病人群和对照组人群血清PFOA浓度中位数分别为1.31ng/m L和1.14ng/m L。血清PFOA水平和年龄呈显着的正向关联（β=0.0034,P=0.03）。教育水平较高者血清PFOA浓度显着高于学历较低者（1.38ng/m L vs.1.15ng/m L,P<0.0001）。血清PFOA浓度和BMI（β=0.0089,P=0.004）、总胆固醇（β=0.0316,P=0.01）、甘油三酯（β=0.0368,P=0.002）和低密度脂蛋白（β=0.0287,P=0.04）呈显着的正向关联。高血脂患者血清PFOA浓度显着高于血脂正常者（1.35ng/m L vs.1.12ng/m L,P=0.002）。血清PFOA浓度和空腹血糖水平呈显着的正向关联（β=0.0621,P=0.0003）。按照空腹血糖水平6.1（1.36ng/m L vs.1.19ng/m L,P=0.002）和5.6mmol/L（1.33ng/m L vs.1.12ng/m L,P=0.002）分组时,高血糖者血清PFOA浓度显着高于血糖正常者。血清PFOA水平与性别、腰围、饮食和高血压不存在显着关联性（所有P>0.05）。将血清PFOA按对照组中浓度分布3分位分组后,和血清PFOA浓度最低分位组相比,最高分位组的OR（95%CI）为1.56（95%CI,1.22-2.00,Ptrend<0.0001）。在校正传统2型糖尿病危险因素后,相应的OR（95%CI）值为1.71（95%CI,1.11-2.65,Ptrend=0.02）。分层分析中,血清PFOA水平和2型糖尿病发生风险的关联在年龄<65岁（OR=1.58,95%CI,1.07-2.99,Ptrend=0.02）、男性（OR=1.76,95%CI,1.10-2.79,Ptrend=0.02）、初中及以下学历者（OR=1.46,95%CI,1.01-2.10,Ptrend=0.04）、超重及肥胖人群（OR=1.51,95%CI,1.00-2.28,Ptrend=0.05）和中心性肥胖人群（OR=1.64,95%CI,1.07-2.50,Ptrend=0.02）中更显着,但未发现这些糖尿病危险因素和血清PFOA水平在2型糖尿病发生中存在交互作用（所有Pinteraction>0.05）。中介效应分析发现空腹血糖浓度和BMI对血清PFOA和2型糖尿病发生风险的关联存在显着的中介效应（β=0.132,0.031-0.243）和（β=0.072,0.017-0.141）,介导比例分别为88%和33.3%。糖尿病GRS和w-GRS与血清PFOA水平之间均不存在交互作用（所有Pinteraction>0.05）。在分析糖尿病GRS和血清PFOA水平之间的联合作用时,糖尿病GRS和w-GRS按3分位分组后,与糖尿病GRS或w-GRS和血清PFOA浓度最低分位组相比,糖尿病GRS或w-GRS和血清PFOA浓度最高分位组的OR（95%CI）值分别为2.86（95%CI,1.60-5.13,P<0.0001）和3.19（95%CI,1.77-5.74,P<0.0001）。在新发糖尿病人群和对照人群中,血清PFOA水平和5年空腹血糖水平变化值不存在显着关联性（P>0.05）,且糖尿病GRS或w-GRS对二者的关联不存在修饰作用（P>0.05）新发糖尿病人群和对照组人群血清PFOS浓度中位数分别为11.98ng/m L和11.82ng/m L。男性中血清PFOS浓度显着高于女性（14.12ng/m L vs.10.58ng/m L,P=0.01）。血清PFOS浓度和BMI呈显着的正向关联（β=0.0163,P=0.03）。血清PFOS浓度和年龄、教育情况、腰围、高血压、高血脂、血脂水平及空腹血糖水平均不存在显着关联性（所有P>0.05）。将血清PFOS按对照组中浓度分布3分位分组后,和血清PFOS浓度最低分位组相比,最高分位组的OR（95%CI）为1.12（95%CI,0.87-1.44,Ptrend=0.45）。在校正传统2型糖尿病危险因素后,相应的OR（95%CI）值为1.12（95%CI,0.70-1.79,Ptrend=0.61）。分层分析中,糖尿病危险因素和血清PFOS水平与2型糖尿病发生风险之间不存在交互作用（所有Pinteraction>0.05）,糖尿病GRS和w-GRS均与血清PFOS水平之间不存在交互作用（所有Pinteraction>0.05）。在分析糖尿病GRS和血清PFOS水平之间的联合作用时,糖尿病GRS和w-GRS按3分位分组后,与糖尿病GRS或w-GRS和血清PFOS浓度最低分位组相比,糖尿病GRS或w-GRS和血清PFOS浓度最高分位组的OR（95%CI）值分别为1.42（95%CI,0.81-2.49,P=0.22）和1.60（95%CI,0.93-2.73,P=0.09）。在新发糖尿病人群和对照人群中,血清PFOS水平和5年空腹血糖水平变化值不存在显着关联性（P>0.05）,且糖尿病GRS对二者的关联不存在修饰作用（P>0.05）结论:年龄较大、教育水平较高、BMI较大、血脂水平、血糖水平较高、有高血脂病史者血清PFOA浓度更高。血清PFOA与2型糖尿病发生风险之间存在显着正向关联,这种关联在年龄<65岁人群、男性、初中及以下学历者、中心型肥胖人群、超重及肥胖人群中更为显着,未发现血清PFOA和这些因素之间的交互作用。空腹血糖水平和BMI对血清PFOA与2型糖尿病的关联存在中介效应,介导比例分别为88%和33.3%。血清PFOA和5年空腹血糖水平变化不存在显着关联性,糖尿病GRS对血清PFOA与2型糖尿病发生风险及5年空腹血糖水平变化的关联不存在修饰效应。糖尿病GRS较高且血清PFOA水平较高者有更高的2型糖尿病发生风险。男性和BMI较大者血清PFOS浓度更高。血清PFOS与2型糖尿病发生风险及5年空腹血糖水平变化之间不存在显着关联性。糖尿病GRS对血清PFOS与2型糖尿病发生风险及5年空腹血糖水平变化的关联不存在修饰效应和联合作用。虽然本研究样本量较大,仍需要更多的大样本前瞻性研究纳入更多的糖尿病相关SNPs来验证本研究的结论。第三部分血清BPA、PFOA和PFOS共同暴露与2型糖尿病发生风险的关联研究目的:探讨血清BPA、PFOA和PFOS共同暴露与2型糖尿病发生风险的关联及可能存在的交互及联合作用。方法:本研究的研究对象、疾病诊断及血清BPA、PFOA和PFOS浓度测定与第一部分和第二部分相同。使用Spearman相关分析血清BPA、PFOA和PFOS之间的相关性。采用条件Logistic回归分析血清BPA、PFOA和PFOS共同暴露与2型糖尿病发生风险的关联。采用非条件Logistic回归分析血清BPA、PFOA和PFOS与2型糖尿病发生风险的交互及联合作用。结果:在对照组、病例组和总人群中,血清PFOA和PFOS水平均显着相关（r=0.58、0.579和0.578;P值均<0.0001）,但与血清BPA水平之间均不存在显着相关（P>0.05）。将血清BPA、PFOA和PFOS同时纳入模型时,将血清BPA、PFOA和PFOS按对照组中浓度分布3分位分组后,和血清BPA、PFOA和PFOS浓度最低分位组相比,BPA、PFOA和PFOS最高分位组的OR（95%CI）值分别为0.99（95%CI,0.80-1.24,Ptrend=0.76）、1.53（95%CI,1.17-1.98,Ptrend=0.002）和0.88（95%CI,0.68-1.14,Ptrend=0.33）。在校正传统2型糖尿病危险因素后,相应的OR（95%CI）值分别为1.10（95%CI,0.81-1.48,Ptrend=0.74）、1.54（95%CI,1.08-2.19,Ptrend=0.02）和0.79（95%CI,0.56-1.13,Ptrend=0.20）。血清BPA、PFOA和PFOS水平与2型糖尿病发生风险之间不存在交互作用和联合作用（P>0.05）。结论:三种环境内分泌干扰物（BPA、PFPA和PFOS）共同暴露时,血清PFOA和2型糖尿病发生风险之间存在显着正向关联。血清BPA、PFOA和PFOS与2型糖尿病发生风险的关联不存在交互及联合作用。未来需要更多大型前瞻性研究来验证本研究的结论。
谢海芳[6]（2020）在《金属离子荧光探针的设计合成及其对Fe3+与Cu2+的识别研究》文中研究表明目的:设计合成新型荧光探针,并对其结构进行表征,考察探针的光谱性能及其对Fe3+和Cu2+的选择性识别性能,并应用于水环境体系中Fe3+和Cu2+的选择性识别和检测,为进一步开发应用这类荧光探针提供一些基础实验研究数据。方法:通过1H NMR和13C NMR等方法对探针结构进行了表征。采用荧光光谱、核磁共振波谱等方法考察了含芘氧杂杯[3]芳烃荧光探针1与Fe3+的相互作用、抗干扰检测、p H的适用范围及其对水样（桶装饮用水、自来水、人工湖）中Fe3+的检测;采用荧光光谱、核磁共振波谱等方法考察了含蒽硫杂杯[4]芳烃荧光探针2与Fe3+的相互作用、抗干扰检测、p H的适用范围及其对水样（桶装饮用水、自来水、人工湖）中Fe3+的检测;采用荧光光谱、紫外-可见吸收光谱和核磁共振波谱等方法考察了基于四苯基乙烯官能化的水杨醛席夫碱荧光探针TPE-An-Py与Cu2+的相互作用、抗干扰检测、p H的适用范围及其对水样（桶装饮用水、自来水、人工湖）中Cu2+的检测。结果:1.合成了三个荧光探针,分别为含芘氧杂杯[3]芳烃荧光探针1、含蒽硫杂杯[4]芳烃荧光探针2和基于四苯基乙烯官能化的水杨醛席夫碱荧光探针TPE-An-Py。以四氢呋喃/水(V四氢呋喃/V水=7/3,2.00×10-3mol/LTris-HCl缓冲液,p H=7.00)作为检测体系,Fe3+导致了探针1在482 nm处的荧光强度显着降低,其它金属离子和阴离子均对探针1的荧光光谱几乎没有影响且均对探针1检测Fe3+时的荧光强度无明显变化;Fe3+的浓度在4.00×10-6～2.00×10-4mol/L范围内,体系的荧光强度与Fe3+的浓度呈现线性相关,相关系数R2为0.9947,检出限LOD为2.09×10-7mol/L,两者之间的结合常数Ka为2.68×102mol/L;在p H2.00～11.00条件下,Fe3+均导致了荧光探针1在482nm处的荧光强度降低且下降幅度几乎一致;在选定的实验条件下,探针1可瞬间检测到水溶液中Fe3+,且对桶装饮用水、自来水和人工湖中Fe3+的回收率分别为99.75～102.51%、99.06～101.27%、99.28～103.15%。2.在体积比为4:1的四氢呋喃/Tris-HCl缓冲溶液(2.00×10-3mol/L,p H=7.00)中,Fe3+导致了探针2在418nm处的荧光强度下降,而其他金属阳离子和阴离子对探针2的荧光强度无明显影响且对探针2识别Fe3+时的荧光强度影响较小;Fe3+的浓度在5.00×10-6～5.00×10-4mol/L范围内,体系的荧光强度与Fe3+的浓度呈现较好的线性关系,相关系数R2为0.9956,LOD为7.68×10-7mol/L,结合常数Ka为7.85×102mol/L;p H值在2.00～11.00范围内,探针2均可有效地检测Fe3+;在选定的实验条件下,探针2可瞬间检测到水溶液中Fe3+,且对桶装饮用水、自来水和人工湖中Fe3+的回收率分别为98.22～100.05%,87.71～105.62%和94.00～117.37%。3.在体积比为4:1的四氢呋喃和水溶液(2.00×10-3mol/L Tris-HCl缓冲液,p H=7.00)中,Cu2+导致了探针TPE-An-Py在598 nm处的荧光强度下降和439 nm处的吸收峰增强,而其它金属阳离子均对探针TPE-An-Py的荧光光谱影响很小(除Fe3+外对其稍有影响外),且对探针TPE-An-Py检测Cu2+时的荧光强度无明显变化,当加入10倍探针量的Cu2+时,其荧光猝灭率能达到91.66%;探针TPE-An-Py与Cu2+两者之间的结合比为1:2,Ka=3.34×103mol/L;Cu2+浓度在5.00×10-6～1.20×10-4mol/L范围内,体系的荧光强度与Cu2+浓度呈现线性相关,R2=0.9929,LOD=2.36×10-7mol/L;p H值为3.00～7.00时,对探针TPE-An-Py检测Cu2+时的荧光强度无明显变化,而p H值为8.00～11.00时,体系的荧光强度稍有下降但幅度较小;在选定的实验条件下,探针TPE-An-Py对桶装饮用水、自来水和人工湖中Cu2+的回收率分别为99.92～101.77%,96.79～107.50%,106.72～111.19%。结论:1.在体积比为7:3的THF/Tris-HCl缓冲溶液(2.00×10-3mol/L,p H=7.00)中,探针1可瞬时识别Fe3+,抗干扰能力较好,专一性较强;在Fe3+的浓度为4.00×10-6～2.00×10-4mol/L范围内,探针1可定量地检测Fe3+的含量,LOD=2.09×10-7mol/L;在较宽的p H范围内,仍可有效地检测Fe3+;探针1可检测水样中的Fe3+,回收率为99.06～103.15%。2.在体积比为4:1的四氢呋喃/Tris-HCl缓冲溶液(2.00×10-3mol/L,p H=7.00)中,探针2可瞬时识别Fe3+,其抗干扰能力较好,专一性较强,对Fe3+的检出限为7.68×10-7mol/L;在不同酸碱条件下,探针2仍可识别Fe3+;探针2对水样中Fe3+的回收率为87.71～117.37%。3.以体积比为4:1的四氢呋喃/Tris-HCl缓冲溶液(2.00×10-3mol/L,p H=7.00)作为检测体系,探针TPE-An-Py可选择性识别Cu2+,专一性较强,不易受金属离子和阴离子的影响,抗干扰能力较强;在Cu2+浓度为5.00×10-6～1.20×10-4mol/L之间,探针TPE-An-Py可定量检测Cu2+,LOD=2.36×10-7mol/L;探针TPE-An-Py与Cu2+可形成摩尔比1:2的配合物;当p H值为8.00～11.00,探针TPE-An-Py对Cu2+的检测更为灵敏且对水样中Cu2+的加标回收率为96.79～111.19%。
张茜[7]（2020）在《富含原生铁锰农灌区包气带和地下水中草甘膦穿透过程和滞留机制研究》文中研究指明草甘膦,作为全球广泛施用且用量最高的高效、广谱型苗后除草剂,在许多国家的土壤及地下水中均有检出;近年来,全球关于草甘膦的致癌性虽然颇具争议,但是其对人体和生态的毒性效应已被许多专家学者证实,因此草甘膦是世界范围内地下环境中值得重点关注的有机污染物。在集约化农业生产背景下,我国东北产粮区同样以草甘膦为主要除草剂,近十年内输入耕地的草甘膦总量急剧增加,导致其在土壤中累积残留。在农灌驱动下,地下水草甘膦的潜在污染风险不容忽视。我国东北地区土壤和地下水普遍具有原生铁锰含量丰富的特点,且严重超标。随着水田面积不断扩大,地表水不足以满足日渐增长的农业用水要求,地下水也成为该地区的重要灌溉水源。迄今为止,东北地区特殊地下环境中草甘膦的系统研究鲜见报道,富含原生铁锰的农田包气带对草甘膦污染的截留机理、相关地下水的污染风险也有待探究。本文依托―呼兰河流域典型地区水资源形成机理与演化规律研究‖项目,以绥化水稻种植区为研究对象,针对土壤原生铁锰含量丰富、灌溉用水铁锰含量超标、草甘膦频繁且过量施用问题,以水文地质学和水文地球化学理论为指导,通过野外调查、室内实验及数值模拟方法,揭示草甘膦在研究区地下环境中的迁移转化规律,以及高铁锰地下水灌溉驱动下草甘膦迁移转化及其变化机制。取得主要研究成果如下:1、场地钻孔调查及灌溉用地下水水质特征分析结果显示:包气带岩性从上至下主要为黑褐色亚粘土、褐色中砂,其中上层原生铁锰含量高于我国土壤平均水平多达10倍;农田灌溉用地下水中铁、锰浓度分别在1.4234.3 mg/L、0.813.1mg/L之间。2、基于草甘膦水解、化学降解、生物降解等转化批实验研究及络合反应形态变化分析,得出:（1）草甘膦溶液几乎不发生水解,但水中铁锰离子导致其存在形态发生变化,部分自由态转化为络合态;（2）草甘膦在场地介质中发生化学降解,降解率低于5%;（3）草甘膦包气带转化机制主要为生物降解,剖面上降解率从浅至深逐渐减小,与土壤降解菌菌属丰度及草甘膦生物可利用性有关。3、以场地各岩性介质为吸附剂、不同类型灌溉水为背景溶液,开展草甘膦静态吸附/解吸实验,结果表明:（1）包气带介质吸附容量大小顺序为褐色亚粘土>黑色亚粘土>褐色中砂,无定形氧化铁组分及pH等理化性质对介质吸附性能有关键影响;（2）地下水中铁锰的存在对草甘膦吸附起促进作用,主要由于铁锰离子与溶液中草甘膦的络合作用、与介质表面H+的交换反应而导致溶液pH降低、被吸附于介质后为溶液中草甘膦提供新吸附位等三种原因,土壤有机质含量丰富时,这种促进吸附现象更加明显;（3）草甘膦对地下水中铁锰离子的吸附起抑制作用,主要由于草甘膦降低了体系平衡pH、与铁锰离子形成络合物的介质表面亲和力低于自由态铁锰离子。4、草甘膦在场地不同岩性介质中的一维均质柱穿透实验表明:（1）研究区表层土壤对草甘膦的吸附阻滞能力显着高于其它岩性相似土壤,草甘膦在包气带介质迁移能力顺序为褐色中砂>黑色亚粘土>褐色亚粘土;（2）在饱水介质中草甘膦生物降解极小、且被吸附滞留能力有限,包气带介质对草甘膦吸附、降解的同时,亦会导致土壤原生固相铁锰的溶解释放、增大地下水的铁锰重金属污染风险;（3）包气带介质对草甘膦酸性水流具有较强的pH缓冲能力,饱水介质则几乎无调节能力。5、包气带淋洗实验显示草甘膦残留态定量规律:黑色亚粘土、褐色亚粘土、褐色中砂对草甘膦的持久性滞留量分别为0.92、4.17、0.15 mg/g。6、高铁锰地下水灌溉与地表水灌溉相比,导致包气带介质对溶解态草甘膦的吸附滞留量有所增加、降解转化量减少,饱水介质吸附量增加、降解量不受影响;包气带介质对残留态草甘膦的持久性滞留量增加,然而两种灌溉水条件下,土壤渗滤液中草甘膦、铁、锰存在形态一致,因此滞留能力增加主要由铁锰离子形成新吸附位所致;地下水中铁锰离子抑制了黑色亚粘土原生铁锰释放、与进水铁锰离子在介质上的吸附沉积有关。
何薇[8]（2020）在《植入镁对大鼠牙周炎作用的实验研究》文中研究表明慢性牙周炎是以菌斑为始动因子,牙周组织破坏为临床特征的慢性炎症性疾病,其发病率高,是导致成年人失牙的主要原因。牙槽骨丧失是牙周炎的主要病理表现,是骨吸收增加和骨生成减少的综合结果。骨丧失与牙周组织中炎症因子高表达紧密相关,其中肿瘤坏死因子α（tumor necrosis factor alpha,TNF-α）是导致牙周炎骨丧失的重要因素。现有的牙周炎治疗方法难以在同一步骤兼顾骨再生和炎症抑制,并且普遍具有治疗周期长、花费高等缺点。金属镁具有生物相容性好、可在体内分解、促进成骨、抑制炎症等优点,有望以植入物的形式应用于牙周炎治疗。本实验利用大鼠拔牙后种植联合牙周炎模型,研究了在牙槽窝内植入纯镁对大鼠实验性牙周炎的影响,并利用牙槽骨骨膜干细胞和巨噬细胞体外牙周炎模型,探讨了镁离子对牙周炎的作用机制。本实验首先在大鼠下颌切牙拔牙窝内植入镁棒（以钛棒作为对照组）,建立拔牙后种植模型,同时在同侧下颌第一磨牙建立牙周炎模型。建模2周和6周后,用扫描电镜能谱分析检测镁离子渗透情况,以显微电子计算机断层扫描（micro computed tomography,micro CT）和牙周组织学分析评价牙槽骨丧失程度和炎症水平。然后,根据实验组观察到的牙周炎环境中骨膜成骨的现象,从以下两个角度探讨镁植入物对牙周炎的作用机制:（1）成骨角度:用神经示踪、免疫荧光染色、细胞增殖、成骨诱导等实验探索镁植入物促进牙槽骨骨膜成骨的机制;（2）炎症角度:用免疫组化染色和牙周炎细胞模型检测镁离子对牙周炎组织和细胞TNF-α表达的影响,用牙槽骨骨膜干细胞的增殖和成骨诱导实验,研究在TNF-α模拟的牙周炎环境下,镁离子对骨膜成骨的调节作用。实验结果显示:（1）大鼠牙槽窝内的镁植入物降解生成的镁离子可渗透至牙槽骨表面,减少实验性牙周炎的骨丧失,减轻局部炎症反应;（2）镁植入物来源的镁离子可促进非炎症区域以及牙周炎区域的牙槽骨骨膜成骨,原因主要为镁离子直接刺激骨膜干细胞增殖和成骨分化;（3）镁植入物降解生成的镁离子可抑制巨噬细胞分泌TNF-α,降低局部牙周组织中TNF-α的浓度;TNF-α抑制牙槽骨骨膜干细胞的增殖和成骨分化,镁离子可部分逆转TNF-α对骨膜成骨的不利影响。综上所述,我们发现了镁植入物对大鼠实验性牙周炎的抑制作用,并且从镁离子促进骨膜成骨和减弱炎症因子（主要是TNF-α）对骨膜成骨的不利影响两方面解释了作用机制,为镁植入物治疗牙周炎的临床应用建立了前期基础。
李建[9]（2020）在《卤素阴离子络合萃取机理及选择性分离研究》文中进行了进一步梳理溶剂萃取是湿法冶金重要的分离手段,针对阳离子的萃取已经研究得比较透彻,而关于阴离子的萃取目前还缺乏系统性研究。事实上,48种金属元素和15种非金属元素都能通过酸根离子或配位离子形成阴离子,因此系统研究阴离子的萃取规律对于扩大阴离子萃取的应用和完善溶剂萃取理论体系具有重要的意义。卤素离子是典型的阴离子;它们又是同族元素,研究卤素离子的萃取有助于研究阴离子萃取过程的递变规律;而且许多中心离子都能与卤素离子形成络合阴离子,因此以卤素离子为切入点研究阴离子的萃取是有代表意义的。卤素离子也是自然界江河湖海及工业生产中常见的阴离子,氟离子常作为有害杂质存在于各种溶液中,氯盐体系是重要的湿法冶金反应介质,针对酸性高氟溶液除氟及高氯溶液脱氯尚无经济高效的方法。溴碘是有价元素,但我国溴碘提取工艺落后,亟需开发先进的生产工艺。针对卤素离子面临的上述难题,本论文利用卤素离子的易络合性,开发了基于络合萃取的新型除氟技术、萃氯技术和提碘技术。在此基础上,系统研究了卤素离子的络合萃取规律。主要研究成果如下:（1）氟离子的络合萃取工艺及机理研究。通过引入B3+,形成了易被萃取的BF4-,有机相饱和容量相比萃取F-增加了 4倍。通过红外光谱分析负载有机相,在1040 cm-1处发现了 BF4-的特征吸收峰。F-的萃取效率随着硼氟摩尔比、Alamine336浓度、萃取相比增加而显着增加。经两级错流萃取,萃余液氟浓度可由5 g/L降至0.05 g/L,氟萃取效率达到99%。二价金属离子铜、锌、镍对氟萃取基本没有影响,可用于它们的电解液除氟以及烟气废酸的脱氟。（2）氯离子的络合萃取工艺及机理研究。通过引入锌离子形成锌氯配合物,实现了氯离子的高效萃取。氯离子的萃取效率随着锌氯摩尔比、Alamine336浓度和萃取相比增大而显着增大。温度和初始pH对氯离子的萃取效率影响较小。经两级逆流萃取,氯离子浓度可由100 g/L降至10 g/L,净转移量接近90 g/L,可应用于高氯溶液的分离。根据锌氯配合物的逐级络合常数可知,当锌氯摩尔比为0.23时,被萃物应以ZnC13-为主,该预测结果与饱和容量法和斜率法所得结果一致。（3）碘离子的络合萃取工艺及机理研究。通过氧化I-形成I3-,实现了碘的高效萃取。碘萃取效率随着双氧水用量、萃取相比和Alamine336浓度增大而增大,随着温度和平衡pH增大而减小。经过一级萃取,碘萃取效率达到91%。负载有机相的碘氯摩尔比相比初始溶液提高了 600倍,说明本萃取体系对碘的选择性较高,可用于从卤水等高氯溶液中提取碘。由于I3-形成的平衡常数较大,当水相中碘离子氧化率小于75%时,I3-的比例始终高于I2,意味着回收I-和I3-相比I2更容易。根据饱和容量实验可知,I-和I3-均按摩尔比1:1与萃取剂（R3NH+）结合。根据紫外光谱分析可知各物种的出峰规律,当加入双氧水后,形成了 I3-,且负载有机相的紫外光谱图与I2的紫外光谱图有很大不同,证明本体系主要萃取I-和I3-。（4）卤素离子络合规律和萃取规律研究。离子势大的中心离子易与电负性大的配体通过离子键形成稳定的配合物,离子势小的中心离子易与电负性小的配体通过共价键形成稳定的配合物。离子的水化能可用来表征离子与萃取剂的接触几率,离子的电荷越低,半径越大,水化能越小,与萃取剂结合的几率越大。从静电作用、空间位阻、碰撞理论、萃取能等方面阐释了络阴离子价态越低,与Alamine336形成的萃合物越稳定,转移至有机相所需能量越小。萃取阴阳离子的成键差异性较大,萃取阳离子时是与萃取剂的某个原子直接成键,而萃取阴离子时是与萃取剂的整个大阳离子成键,前者成键强度比水化作用大,后者成键强度比水化作用小或接近。通过选择合适的络合试剂,使目标元素形成低价态络阴离子或使杂质元素形成高价态络阴离子,从而提高目标元素的萃取效率和选择性。
黄慧慧[10]（2020）在《二价重金属阳离子共存对磁铁矿合成及其特性的影响》文中指出地下水资源的稀缺和日益增长的用水需求,使得我国面临着严重的地下水用水危机,而地下水污染又进一步加剧了用水危机。在各种地下水污染物中,重金属因具有毒性高、隐蔽性强和迁移性强等特性,在近几十年内一直受到国内外学者广泛关注。为了消除或降低地下水中重金属污染物浓度,保障地下水用水安全,各国学者开发出了一系列修复技术。其中,含铁物质在目前开发的多种修复技术中被广泛应用,这是因为自然界中铁循环与重金属的环境行为存在着密切联系。然而这些修复技术目前存在着成本高、修复效果差或者不能长期稳定修复等问题,因此修复重金属污染的地下水仍然是当前环境科学研究领域中一个巨大的挑战,需要开发新的修复技术。最近的研究表明,原位形成磁铁矿有可能成为一种高效便捷修复地下水重金属污染的新技术。然而,目前关于地下水中重金属离子对磁铁矿原位形成的影响,以及对磁铁矿去除重金属离子效率的作用还不清楚。针对上述问题,本研究通过室内模拟简化的地下水环境,借助X-射线衍射（XRD）、穆斯堡尔（Mossbauer）谱、扫描电子显微镜（SEM）、比表面积和电感耦合等离子体原子发射光谱（ICP-OES）等分析技术,重点讨论了三种代表性的重金属离子Cu2+、Cd2+和Pb2+对磁铁矿的形成和矿物样品吸附能力的影响。研究结果将有利于我们更好地认识地下水环境中铁矿物的转化途径及其影响因素,同时也为提高磁铁矿形成含量,并进一步优化原位形成磁铁矿修复技术提供科学依据。获得的主要结果如下:（1）铁矿物固定重金属离子的方式铁矿物可以通过晶格替代和表面吸附去除水溶液中的重金属离子,本研究利用XRD、Mossbauer谱和ICP-OES等多种分析技术,探究了重金属离子在磁铁矿原位形成过程中的去除方式。在近中性pH条件下,本文采用共沉淀的磁铁矿合成工艺,在Fe:Me=100:1及10:1（Me=Cu、Cd或Pb）的条件下合成矿物样品。对合成的矿物沉淀进行水洗,得到初始矿物;通过酸洗、水洗和磁选等分离过程去除矿物沉淀中非晶相矿物和表面吸附的离子,得到结晶性矿物样品。在室内通过化学消解和ICP-OES分析测定,对比分析不同合成条件下的结晶性铁矿物样品的元素组成。结果表明,水溶液中的Cu2+、Cd2+和Pb2+均可进入铁矿物结构中,而且进入矿物结构的量与溶液中重金属离子浓度呈显着正相关。Mossbauer谱的超精细磁场分布也证明了铁矿物结构中掺入了重金属离子。因为Cu、Cd与Fe原子半径较为接近,所以溶液中Cu2+和Cd2+可以进入铁矿物结构中;而Pb2+可能主要是吸附在铁矿物的缺陷中或者通过结构掺入而进入铁矿物结构中。对比分析分离前后的初始矿物和结晶性矿物样品中元素组成,发现Fe:Cu（Pb）比值变化大,说明Cu2+或Pb2+可以同时被固定在铁矿物表面和晶格中,且以表面吸附为主,而Fe:Cd比变化很小,表明Cd2+主要被固定在铁矿物晶格中。（2）重金属离子对铁矿物物相组成和形貌的影响利用XRD、Mossbauer谱、SEM-EDS、磁化率和比表面积测量等方法对合成的矿物样品进行了表征分析,结果表明中性pH条件造成合成的铁矿物样品结晶性较差,并且得到的磁铁矿含量低。对比分析有/无重金属条件下合成的铁矿物物相组成,发现重金属离子通过进入铁矿物结构中对结晶性铁矿物的形成产生抑制作用;重金属离子对铁矿物的表面亲和力决定了最终铁矿物的矿物组成和形貌特征,当重金属离子与铁矿物的表面亲和力比Fe2+强,就会抑制磁铁矿等结晶性矿物生长,而表面亲和力低于Fe2+的重金属离子在此方面没有明显的作用。（3）重金属离子对铁矿物吸附容量的影响利用分离后的结晶性矿物样品进行等温吸附实验,并借助ICP-OES分析技术,探究重金属离子对合成的矿物样品吸附容量的影响。对比不同铁矿物的吸附容量,发现共存的重金属离子降低了铁矿物的吸附容量。其原因可能是因为表面吸附能力强的重金属离子会降低铁矿物中磁铁矿含量,进而降低铁矿物样品的吸附容量;另外,重金属离子进入铁矿物晶格中将导致铁矿物的零电荷点（pHpzc）升高,进而降低铁矿物对重金属阳离子的吸附容量。
二、金属离子对人体健康的影响综述（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、金属离子对人体健康的影响综述（论文提纲范文）
（1）药用植物多农残重金属的大样本检测及综合风险评估（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩略表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1. 药用植物外源性有害残留物污染情况 |
| 1.1 农残及重金属超标问题普遍 |
| 1.2 农残及重金属主要类型及危害 |
| 1.3 农残及重金属产生途径 |
| 2. 药用植物农残及重金属的检测方法 |
| 2.1 农残前处理方法 |
| 2.2 农残检测方法 |
| 2.3 重金属前处理方法 |
| 2.4 重金属检测方法 |
| 3. 农残及重金属的标准与风险评估 |
| 3.1 外源性有害残留物的限量标准 |
| 3.2 药用植物外源性有害残留物风险评估总则 |
| 3.3 农残及重金属的暴露评估 |
| 参考文献 |
| 前言 |
| 1.选题背景 |
| 2.研究内容 |
| 3. 技术路线图 |
| 第二章 药用植物的多农药残留检测 |
| 1. 实验材料 |
| 2. 实验方法 |
| 2.1 样品前处理 |
| 2.2 UPLC-MS/MS条件 |
| 2.3 APGC-MS/MS条件 |
| 3. 数据分析 |
| 3.1 检出率的计算 |
| 3.2 超标率的计算 |
| 3.3 农残相关参数来源 |
| 4. 结果与分析 |
| 4.1 药用植物中农残的检出率 |
| 4.2 药用植物中禁用农药检出率 |
| 4.3 药用植物中农残的超标率 |
| 第三章 药用植物多残留农药的综合风险评估 |
| 1. 数据分析方法 |
| 1.1 膳食风险评估 |
| 1.2 风险安全序数 |
| 1.3 健康影响评估 |
| 2. 结果与分析 |
| 2.1 膳食风险评估 |
| 2.2 风险安全序数 |
| 2.3 健康影响评估 |
| 3. 讨论 |
| 第四章 药用植物的重金属检测 |
| 1. 实验材料 |
| 1.1 样品采集 |
| 1.2 对照品储备液的制备 |
| 1.3 对照品标准曲线的制备 |
| 1.4 内标溶液的制备 |
| 2. 实验方法 |
| 2.1 样品前处理 |
| 2.2 仪器与试剂 |
| 2.3 仪器条件 |
| 2.4 方法学指标 |
| 3. 数据分析 |
| 3.1 重金属的检出率 |
| 3.2 重金属的超标率 |
| 4. 结果与分析 |
| 4.1 重金属的检出率 |
| 4.2 重金属的超标率 |
| 第五章 药用植物重金属的综合风险评估 |
| 1. 数据分析 |
| 1.1 膳食风险评估 |
| 1.2 非癌症风险评估 |
| 1.3 癌症风险评估 |
| 2. 结果与分析 |
| 2.1 膳食风险评估 |
| 2.2 非癌症风险评估 |
| 2.3 癌症风险评估 |
| 3. 讨论 |
| 总结与展望 |
| 1. 结论 |
| 2. 创新性 |
| 3. 展望 |
| 参考文献 |
| 后记 |
| 研究生期间成果 |
| 附录 |
| 表S1 药用植物中常检出农残的国际标准 |
| 表S2.1 LC-MS/MS检测的1000批次药用植物样本清单 |
| 表S2.2 GC-MS/MS检测的771批次药用植物样本清单 |
| 表S3.1 136种农残及其相关参数列表 |
| 表S3.2 LC-MS/MS检测的98种标准曲线及R~2 |
| 表S3.3 GC-MS/MS检测的44种标准曲线及R~2 |
| 表S3.4 LC-MS/MS检测的98种农残的保留时间及离子对 |
| 表S3.5 GC-MS/MS检测的44种农残的保留时间及离子对 |
| 表S4 136种农残的检出率及超标率 |
| 表S5 药用植物中检出农药个数、禁用农药个数及超标农药个数 |
| 表S6 1773批次药用植物重金属检测清单及检测结果 |
| 表S7.1 ICP-MS测定薄荷药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.2 ICP-MS测定穿心莲药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.3 ICP-MS测定大青叶药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.4 ICP-MS测定枸杞药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.5 ICP-MS测定广金钱草药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.6 ICP-MS测定红花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.7 ICP-MS测定金银花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.8 ICP-MS测定菊花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.9 ICP-MS测定款冬花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.10 ICP-MS测定连翘药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.11 ICP-MS测定木瓜药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.12 ICP-MS测定女贞子药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.13 ICP-MS测定蒲公英药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.14 ICP-MS测定山银花药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.15 ICP-MS测定山茱萸药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.16 ICP-MS测定酸枣仁药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.17 ICP-MS测定吴茱萸药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.18 ICP-MS测定五味子药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.19 ICP-MS测定鱼腥草药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.20 ICP-MS测定栀子药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.21 ICP-MS测定枳壳药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.22 ICP-MS测定紫苏叶药材中5种元素方法学验证 |
| 表S7.23 ICP-MS测定车前草药材中5种元素方法学验证 |
| 图S1.1 五种药用部位中五种重金属的主成分分析(PCA) |
| 图S1.2 32个产区中五种重金属的主成分分析(PCA) |
| 图S2 五种药用部位中五种重金属的SPEARMAN相关性分析 |
| 图S3 五种药用部分五种重金属的相似性分析(ANOSIM) |
| 图9、10、11的图注 |
| 中医药科技查新报告书 |
（2）三嗪衍生物及其金属有机功能材料的设计、合成及荧光识别性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 含N原子的荧光传感器 |
| 1.2.1 异烟酸类荧光传感器 |
| 1.2.2 嘧啶类荧光传感器 |
| 1.2.3 三嗪类荧光传感器 |
| 1.3 锆基和铝基金属有机配合物荧光传感器 |
| 1.3.1 锆基金属有机配合物荧光传感器 |
| 1.3.2 铝基金属有机配合物荧光传感器 |
| 1.4 常见阳离子、阴离子和有机溶剂的检测 |
| 1.4.1 Fe~(3+)离子荧光识别 |
| 1.4.2 Zr~(4+)和Sr~(2+)离子荧光识别 |
| 1.4.3 Cr_2O_7~(2-)和SiO_3~(2-)离子荧光识别 |
| 1.4.4 有机溶剂的荧光识别 |
| 1.5 荧光传感器小结 |
| 1.5.1 配体及金属有机配合物的荧光材料分析 |
| 1.5.2 典型金属离子、阴离子和有机溶剂荧光检测分析 |
| 1.5.3 化学荧光传感器有待于解决的问题 |
| 1.6 论文研究内容及创新点 |
| 第二章 富氮三嗪羧酸衍生物合成及荧光识别性能研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.2 荧光探针L的合成与表征 |
| 2.2.3 荧光探针L的荧光检测 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 配体L对过渡金属离子识别 |
| 2.3.1.1 Fe~(3+)离子检测 |
| 2.3.1.2 Zr~(4+)离子检测 |
| 2.3.2 丙酮的检测 |
| 2.3.3 人体尿样和水样中Fe~(3+)离子的检测 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 富氮三嗪羧酸锆基金属有机配合物(Zr-L)的合成及荧光性能研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 荧光探针Zr-L的合成 |
| 3.2.3 荧光探针Zr-L的表征 |
| 3.2.3.1 荧光探针Zr-L的FT-IR分析 |
| 3.2.3.2 荧光探针Zr-L的TG分析 |
| 3.2.3.3 荧光探针Zr-L在不同介质浸泡下的PXRD分析 |
| 3.2.4 荧光探针Zr-L对离子分子检测 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 荧光材料Zr-L对 Fe~(3+)离子的识别 |
| 3.3.2 荧光材料Zr-L对Cr_2O_7~(2-)离子的检测 |
| 3.3.3 荧光材料Zr-L对有机溶剂的检测 |
| 3.3.4 pH值对荧光材料Zr-L的影响 |
| 3.3.5 荧光材料Zr-L的猝灭机理分析 |
| 3.3.6 荧光材料Zr-L对实际样品中的Fe~(3+)离子检测 |
| 3.3.6.1 荧光材料Zr-L对人体尿样中Fe~(3+)离子的检测 |
| 3.3.6.2 荧光材料Zr-L对水样中Fe~(3+)离子的检测 |
| 3.3.6.3 荧光材料Zr-L对丙酮,CCl_4和二甲苯的模拟检测 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 富氮三嗪羧酸铝基金属有机配合物(Al-L)的合成及荧光性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验 |
| 4.2.1 试剂与仪器 |
| 4.2.2 荧光材料Al-L的合成与表征 |
| 4.2.2.1 荧光材料Al-L的合成 |
| 4.2.2.2 荧光材料Al-L的结构表征 |
| 4.2.3 荧光探针Al-L对离子分子的检测 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 配体L与 Al~(3+)离子的络合比 |
| 4.3.2 Al-L荧光探针对过渡金属Fe~(3+)离子和Sr~(2+)离子的检测 |
| 4.3.3 Al-L荧光探针对SiO_3~(2-)阴离子的检测 |
| 4.3.4 Al-L荧光探针对有机溶剂中甲苯的检测 |
| 4.3.5 溶液pH对Al-L荧光材料的影响 |
| 4.3.6 Al-L荧光材料的识别机理分析 |
| 4.3.7 Al-L荧光材料对水样和蔬菜中的Fe~(3+)检测 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 不含羧基富氮三嗪衍生物合成及荧光性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验 |
| 5.2.1 试剂与仪器 |
| 5.2.2 荧光材料Q的合成 |
| 5.2.3 荧光材料Q对离子分子检测 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 荧光材料Q对Fe~(3+)离子的选择性识别 |
| 5.3.2 荧光材料Q对Cr_2O_7~(2-)离子的选择性识别 |
| 5.3.3 荧光材料Q对有机溶剂中甲苯,二甲苯和硝基苯的选择性识别 |
| 5.3.4 pH对荧光材料Q的影响 |
| 5.3.5 荧光材料Q的机理分析 |
| 5.3.6 荧光材料Q的对真实样品的检测 |
| 5.3.6.1 荧光材料Q在水样和蔬菜中识别检测Fe~(3+)离子 |
| 5.3.6.2 荧光材料Q在汽油,柴油和机油中的检测 |
| 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 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及取得的成果 |
（3）数字化成型的金属修复体对肝肾组织影响的体内研究（论文提纲范文）
| 附录:英文缩略词表 |
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 前言 |
| 第一部分 数字化成型的金属修复体对肝肾功能的影响 |
| 1.1 材料和方法 |
| 1.2 结果 |
| 1.3 讨论 |
| 1.4 小结 |
| 第二部分 数字化成型的金属修复体对肝肾组织中金属离子蓄积及生物学效应的影响 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.2 结果 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 文献综述 医用金属材料对肝肾组织影响的研究现状 |
| 参考文献 |
| 附件 |
| 致谢 |
（4）氧化铜钠米颗粒在两种蔬菜系统中的生物毒性研究（论文提纲范文）
| 主要略缩词 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 纳米颗粒及其在环境中的迁移 |
| 1.1.1 纳米颗粒及来源 |
| 1.1.2 纳米颗粒在环境中的迁移 |
| 1.2 纳米颗粒在土壤中的微生物毒性研究 |
| 1.2.1 纳米颗粒在土壤中的转化与有效性 |
| 1.2.2 纳米颗粒对土壤微生物生物量及酶学特征的影响 |
| 1.2.3 纳米颗粒对土壤微生物群落结构及多样性的影响 |
| 1.3 纳米颗粒在植物中的累积与毒性 |
| 1.3.1 纳米颗粒在植物中的吸收与转运 |
| 1.3.2 纳米颗粒在植物中的形态变化及对植物生长的影响 |
| 1.3.3 纳米颗粒对植物光合系统的影响 |
| 1.4 纳米颗粒通过食物的传递及其毒性 |
| 1.4.1 纳米颗粒在食物链中的迁移和累积 |
| 1.4.2 纳米颗粒在消化系统中的生物有效性及生物毒性 |
| 1.4.3 纳米颗粒经消化系统吸收后的再分布及生物毒性 |
| 1.5 论文研究目标及基本思路 |
| 1.5.1 研究依据与意义 |
| 1.5.2 研究内容与目的 |
| 1.5.3 研究思路技术路线图 |
| 第二章 CuO NPs对不同植物根际土壤微生物的影响与毒性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料与材料表征 |
| 2.2.2 供试土壤及其理化性质分析及植物的培养 |
| 2.2.3 受试植物与土壤的取样 |
| 2.2.4 土壤中纳米颗粒形态的表征及Cu含量的测定 |
| 2.2.5 土壤样品DNA提取及细菌16S rRNA基因扩增子文库构建和测序 |
| 2.2.6 土壤微生物量碳及土壤酶活性的测定 |
| 2.2.7 16S rRNA基因测序数据分析和处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 CuO NPs在土壤中的形态表征与含量 |
| 2.3.2 植物各个部分的Cu含量 |
| 2.3.3 土壤微生物量碳的变化 |
| 2.3.4 CuO NPs对土壤酶活性的影响 |
| 2.3.5 土壤微生物在CuO NPs的暴露下群落多样性的变化 |
| 2.3.6 土壤功能性微生物的变化及微生物种类的异质性 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 CuO NPs不同植物根际对土壤微生物生物量及酶学特征的影响 |
| 2.4.2 CuO NPs与植物互作对土壤微生物群落组成的影响 |
| 2.4.3 CuO NPs与植物互作对土壤植物生长相关功能性微生物的毒性 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 CuO NPs对不同植物根系生长的影响及毒性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 含有CuO NPs的营养液的制备 |
| 3.2.2 种子萌发、根伸长试验及植株培养 |
| 3.2.3 植物在CuO NPs下的吸收动力曲线、抗氧化酶活性测定 |
| 3.2.4 植物早期质外体屏障发育 |
| 3.2.5 植物根系的TEM分析 |
| 3.2.6 统计检验 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 CuO NPs的形态表征 |
| 3.3.2 生菜、大蒜种子发芽及根伸长情况 |
| 3.3.3 生菜、大蒜的吸收动力曲线 |
| 3.3.4 生菜、大蒜根系抗氧化系统活性 |
| 3.3.5 生菜、大蒜早期质外体屏障发育 |
| 3.3.6 生菜、大蒜根系亚细胞形态的表征 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 CuO NPs对植物生长生理的影响 |
| 3.4.2 植物幼苗期对CuO NPs胁迫的响应 |
| 3.4.3 CuO NPs对植物早期的毒性 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 CuO NPs对不同植物的光合作用的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 植物的培养 |
| 4.2.2 CuO NPs在植物中的累积 |
| 4.2.3 植物叶片超微结构的观察 |
| 4.2.4 植物叶绿素含量的测定 |
| 4.2.5 植物光合系统及光合作用参数的影响 |
| 4.2.6 生菜、大蒜植物抗氧化系统酶活的测定 |
| 4.2.7 统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 CuO NPs在生菜、大蒜植物中的传递和累积 |
| 4.3.2 CuO NPs对生菜、大蒜植物的光合荧光参数 |
| 4.3.3 CuO NPs对生菜、大蒜植物叶绿素含量的变化 |
| 4.3.4 CuO NPs对植物Mg含量的影响 |
| 4.3.5 CuO NPs对植物抗氧化酶和光合作用酶活性的影响 |
| 4.3.6 CuO NPs的暴露对植物叶绿体超微结构的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 CuO NPs对植物光合系统活性的影响及损伤 |
| 4.4.2 生菜、大蒜植物叶绿体超微结构的变化 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 植物可食部CuO NPs在人体肠道细胞中的消化及生物毒性 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料与表征 |
| 5.2.2 植物的培养与金属含量的测定 |
| 5.2.3 生菜的模拟消化 |
| 5.2.4 Caco-2细胞的培养 |
| 5.2.5 生物有效性测定 |
| 5.2.6 Caco-2细胞存活率及细胞活性的测定 |
| 5.2.7 Caco-2细胞表皮绒毛及超微结构的观测 |
| 5.2.8 细胞活性氧测定 |
| 5.2.9 实时荧光定量qPCR分析 |
| 5.2.10 统计分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 纳米颗粒形态的表征 |
| 5.3.2 植物中的金属含量 |
| 5.3.3 金属氧化物NPs在模拟消化液中的含量 |
| 5.3.4 不同金属氧化物NPs的生物有效性 |
| 5.3.5 Caco-2细胞的完整性和活力测试 |
| 5.3.6 Caco-2细胞中活性氧含量及mRNA的表达 |
| 5.3.7 Caco-2细胞形态的变化 |
| 5.3.8 Caco-2细胞的超微结构变化 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 金属氧化物NPs的生物有效性 |
| 5.4.2 肠道细胞在暴露下的形态变化 |
| 5.4.3 不同纳米颗粒对人体肠道细胞的生物毒性 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 CuO NPs经肠道消化后对人体肝脏细胞的毒性及风险 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 细胞培养和处理 |
| 6.2.2 HL-7702细胞活性及细胞损伤的测定 |
| 6.2.3 HL-7702细胞活性氧含量测定 |
| 6.2.4 HL-7702细胞线粒体膜电位(△Ψ_m)的测定 |
| 6.2.5 DNA损伤测定 |
| 6.2.6 数据分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 HL-7702细胞的存活率和细胞损伤 |
| 6.3.2 不同NPs暴露下细胞的活性氧及DNA损伤 |
| 6.3.3 NP对肝细胞线粒膜电位的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 CuO NPs经肠道吸收后的可传递性 |
| 6.4.2 NPs经食物传递小肠吸收后对肝脏细胞的毒性 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 研究结论、创新点及展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.1.1 CuO NPs对不同蔬菜系统中土壤微生物的毒性 |
| 7.1.2 CuO NPs对不同蔬菜作物的毒性效应 |
| 7.1.3 CuO NPs通过食物传递对人体的毒性 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间主要成果 |
（5）血清双酚A、全氟烷基化合物及糖尿病遗传风险评分与2型糖尿病发生风险的巢式病例对照研究（论文提纲范文）
| 全文缩写词 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 第一部分 血清 BPA、糖尿病遗传风险评分与2型糖尿病发生风险的关联研究 |
| 1 材料和方法 |
| 2 结果 |
| 3 讨论 |
| 第二部分 血清 PFOA 和 PFOS、糖尿病遗传风险评分与 2 型糖尿病发生风险的关联研究 |
| 1 材料和方法 |
| 2 结果 |
| 3 讨论 |
| 第三部分 血清 BPA、PFOA 和 PFOS 共同暴露与 2 型糖尿病发生风险的关联研究 |
| 1 材料和方法 |
| 2 结果 |
| 3 讨论 |
| 结论 |
| 创新点与局限性 |
| 参考文献 |
| 综述 双酚 A 和 2 型糖尿病关联的研究进展 |
| 参考文献 |
| 附录 博士研究生期间工作小结（2015.09-2020.04） |
| 致谢 |
（6）金属离子荧光探针的设计合成及其对Fe3+与Cu2+的识别研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 英文缩略词表 |
| 第一章 引言 |
| 1. 微量元素铁、铜与人体健康 |
| 2. 水体中铁离子、铜离子的检测方法 |
| 3. 荧光探针技术 |
| 第二章 含芘氧杂杯[3]芳烃荧光探针1的合成及其对Fe~(3+)的识别研究 |
| 材料与方法 |
| 结果与讨论 |
| 结论 |
| 第三章 含蒽硫杂杯[4]芳烃荧光探针2的合成及其对Fe~(3+)的识别研究 |
| 材料与方法 |
| 结果与讨论 |
| 结论 |
| 第四章 基于四苯基乙烯官能化的水杨醛席夫碱的Cu~(2+)荧光探针 |
| 材料与方法 |
| 结果与讨论 |
| 结论 |
| 总结 |
| 参考文献 |
| 综述 荧光分子探针在食品检测中的研究进展 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
| 学位论文数据集 |
（7）富含原生铁锰农灌区包气带和地下水中草甘膦穿透过程和滞留机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 相关研究进展综述 |
| 1.2.1 草甘膦简介 |
| 1.2.2 草甘膦生态和环境毒性概况 |
| 1.2.3 草甘膦在地下环境中迁移转化机理 |
| 1.2.4 影响草甘膦迁移转化环境条件 |
| 1.2.5 草甘膦环境归宿的研究方法 |
| 1.2.6 地下环境中草甘膦研究焦点展望 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 研究方法和技术路线 |
| 1.5 章节逻辑关系和内容组织 |
| 1.6 研究特色和创新点 |
| 第2章 研究区环境水文地质野外调查 |
| 2.1 自然地理条件概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 水文气象 |
| 2.2 区域地质和水文地质背景 |
| 2.2.1 地形地貌 |
| 2.2.2 地层结构与岩性 |
| 2.3 环境水文地质勘察 |
| 2.3.1 勘察背景 |
| 2.3.2 呼兰河流域饱水带岩性结构 |
| 2.3.3 水稻田场地剖面理化特征 |
| 2.3.4 场地剖面土壤的微生物特征 |
| 2.3.5 农田灌溉方式及灌溉水水质特征 |
| 2.4 草甘膦施用情况调研 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 草甘膦在场地主要岩性介质中的降解行为 |
| 3.1 草甘膦水解及降解实验设计 |
| 3.1.1 水解实验 |
| 3.1.2 化学降解实验 |
| 3.1.3 生物降解实验及动力学模型 |
| 3.1.4 草甘膦的解离及络合反应平衡常数 |
| 3.1.5 测试方法 |
| 3.2 草甘膦在模拟灌溉水中的水解 |
| 3.3 草甘膦在不同灌溉水中的解离及络合 |
| 3.4 草甘膦在包气带及饱水带介质中的化学降解 |
| 3.5 草甘膦在包气带及饱水带介质中的天然生物降解 |
| 3.5.1 降解过程 |
| 3.5.2 降解动力学 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 场地介质上草甘膦与铁锰的共同吸附行为 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 吸附剂-介质特征 |
| 4.1.2 吸附背景溶液-灌溉水水质特征 |
| 4.1.3 吸附质-草甘膦初始浓度范围 |
| 4.2 草甘膦吸附动力学实验方法 |
| 4.3 草甘膦等温吸附实验方法 |
| 4.4 草甘膦的解吸实验方法 |
| 4.5 测试方法 |
| 4.5.1 草甘膦 |
| 4.5.2 全铁、全锰、主要水化学成分 |
| 4.5.3 溶液中正磷酸根 |
| 4.6 草甘膦在不同场地介质上的吸附动力学 |
| 4.6.1 吸附动力学曲线 |
| 4.6.2 不同介质吸附量增加率对比分析 |
| 4.6.3 吸附动力学模型拟合 |
| 4.7 草甘膦在不同场地介质上的等温吸附及机理探讨 |
| 4.7.1 不同介质吸附量对比 |
| 4.7.2 吸附机理探讨 |
| 4.7.3 GLY-无铁锰水-介质体系吸附等温模型 |
| 4.7.4 GLY-高铁锰水-介质体系吸附等温模型 |
| 4.8 铁锰与草甘膦在水土吸附体系的相互影响 |
| 4.8.1 溶液中Fe2+、Mn2+对草甘膦在介质上吸附的影响 |
| 4.8.2 草甘膦对溶液中铁锰吸附的影响 |
| 4.8.3 草甘膦对介质原生铁锰影响 |
| 4.9 灌溉水解吸 |
| 4.10 小结 |
| 第5章 农田灌溉驱动下草甘膦在地下环境穿透行为研究 |
| 5.1 草甘膦穿透及淋洗模拟土柱实验 |
| 5.1.1 土柱填装介质 |
| 5.1.2 土柱供水水质 |
| 5.1.3 草甘膦在土柱中的穿透实验 |
| 5.2 草甘膦在包气带及饱水带介质中的穿透过程 |
| 5.2.1 土壤渗滤液中草甘膦随时间的变化 |
| 5.2.2 土壤草甘膦残留量分析 |
| 5.2.3 土壤中草甘膦转化分析 |
| 5.3 草甘膦穿透过程中土壤渗出液水化学响应 |
| 5.3.1 pH和 EC特征 |
| 5.3.2 包气带渗滤液水化学类型演化 |
| 5.3.3 包气带渗滤液主要离子特征及体系氧化还原环境判断 |
| 5.4 草甘膦对土壤有效态铁锰影响 |
| 5.5 土壤残留草甘膦的淋洗释放 |
| 5.5.1 残留草甘膦经灌溉水持续淋洗的释放过程 |
| 5.5.2 灌溉水淋洗后介质中草甘膦残留量分析 |
| 5.5.3 草甘膦穿透及淋洗过程中有机磷的转化 |
| 5.5.4 草甘膦对土壤原生铁锰释放的影响 |
| 5.6 水流溶解态及土壤吸附态草甘膦迁移方式初探 |
| 5.7 小结 |
| 第6章 高铁锰地下水灌溉对场地介质中草甘膦迁移转化的影响 |
| 6.1 背景 |
| 6.2 高铁锰灌溉水对溶解态草甘膦渗滤过程的影响 |
| 6.3 高铁锰灌溉水影响草甘膦渗滤的机制分析 |
| 6.3.1 对土壤吸附滞留的影响 |
| 6.3.2 对土壤降解转化的影响 |
| 6.4 高铁锰地下水灌溉对土壤残留态草甘膦释放影响 |
| 6.5 高铁锰灌溉水对土壤铁锰释放影响 |
| 6.6 高铁锰灌溉水对渗滤液草甘膦及铁锰赋存形态影响 |
| 6.7 小结 |
| 第7章 场地尺度下草甘膦迁移转化过程模拟 |
| 7.1 草甘膦迁移转化数值模型建立 |
| 7.1.1 概念模型 |
| 7.1.2 数学模型 |
| 7.1.3 溶质运移参数 |
| 7.1.4 模型预测 |
| 7.2 预测结果分析 |
| 7.2.1 连续源污染条件下草甘膦迁移过程 |
| 7.2.2 瞬时源污染条件下草甘膦迁移过程 |
| 7.2.3 灌溉水入渗流速对瞬时源草甘膦污染迁移过程影响 |
| 7.2.4 瞬时源污染初始浓度对草甘膦迁移过程影响 |
| 7.3 小结 |
| 第8章 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（8）植入镁对大鼠牙周炎作用的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 中英文缩略词表 |
| 第1章 引言 |
| 1.1 牙周炎概述 |
| 1.1.1 牙周炎的表现及影响 |
| 1.1.2 牙周炎和相关骨缺损的治疗方法及缺陷 |
| 1.1.3 牙周组织炎症与骨代谢失调 |
| 1.2 镁对骨形成的作用 |
| 1.3 镁对炎症的调节作用 |
| 第2章 镁植入物对大鼠实验性牙周炎的作用 |
| 2.1 背景 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料与试剂 |
| 2.2.2 仪器设备 |
| 2.2.3 植入物的制备 |
| 2.2.4 大鼠植入手术与实验性牙周炎模型的建立 |
| 2.2.5 血清镁离子浓度检测 |
| 2.2.6 大鼠颌骨扫描电镜能谱分析 |
| 2.2.7 大鼠颌骨micro CT扫描及牙周骨组织参数测量 |
| 2.2.8 牙周组织及肝肾组织学检测 |
| 2.2.9 统计分析 |
| 2.4 结果 |
| 2.4.1 镁植入物的生物安全性 |
| 2.4.2 镁离子向周围组织的扩散 |
| 2.4.3 镁植入物对牙周骨组织的影响 |
| 2.4.4 镁植入物对牙周组织炎症的影响 |
| 2.5 讨论 |
| 2.5.1 植入材料的制备 |
| 2.5.2 动物模型的建立方法 |
| 2.5.3 镁的生物安全性 |
| 2.5.4 镁离子向周围组织的扩散 |
| 2.5.5 镁植入物对牙周骨组织的影响 |
| 2.5.6 镁植入物对牙周组织炎症的影响 |
| 2.6 结论 |
| 第3章 镁植入物对大鼠牙槽骨的成骨作用及机制研究 |
| 3.1 背景 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 仪器设备 |
| 3.2.3 主要溶液的配制 |
| 3.2.4 镁植入物对牙槽骨的成骨作用的影像学和组织学分析 |
| 3.2.5 CGRP在镁植入物诱导的牙槽骨骨膜成骨中的作用 |
| 3.2.6 大鼠牙槽骨骨膜干细胞的培养和鉴定 |
| 3.2.7 细胞增殖实验 |
| 3.2.8 细胞成骨分化实验 |
| 3.2.9 统计分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 镁离子促进牙槽骨骨膜成骨和骨松质成骨 |
| 3.3.2 镁离子促进三叉神经节中CGRP的表达 |
| 3.3.3 CGRP拮抗剂对牙槽骨骨膜成骨无显着抑制作用 |
| 3.3.4 大鼠牙槽骨骨膜干细胞的培养和鉴定 |
| 3.3.5 CGRP对牙槽骨骨膜干细胞增殖和成骨分化无显着促进作用 |
| 3.3.6 镁离子直接促进骨膜干细胞增殖和成骨分化 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 镁植入物来源的镁离子促进牙槽骨骨膜成骨 |
| 3.4.2 CGRP对镁引发的牙槽骨骨膜成骨无显着促进作用 |
| 3.4.3 镁离子直接刺激成骨细胞/间充质干细胞成骨 |
| 3.4.4 镁植入物促进骨膜成骨的其他可能机制 |
| 3.5 结论 |
| 第4章 镁离子对牙周炎环境中骨膜干细胞的作用 |
| 4.1 背景 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料与试剂 |
| 4.2.2 仪器设备 |
| 4.2.3 主要溶液的配制 |
| 4.2.4 免疫组化染色及分析 |
| 4.2.5 ELISA检测 |
| 4.2.6 巨噬细胞系的培养和牙周炎症模型的建立 |
| 4.2.7 牙槽骨骨膜干细胞增殖实验 |
| 4.2.8 牙槽骨骨膜干细胞成骨分化实验 |
| 4.2.9 统计分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 镁离子抑制牙周炎环境中TNF-α的表达 |
| 4.3.2 镁离子在TNF-α模拟的牙周炎环境中对骨膜干细胞增殖的影响 |
| 4.3.3 镁离子在TNF-α模拟的牙周炎环境中对骨膜干细胞成骨基因表达的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 植入物来源的镁离子抑制实验性牙周炎中TNF-α的表达 |
| 4.4.2 镁离子和TNF-α对骨膜干细胞增殖的作用 |
| 4.4.3 镁离子和TNF-α对骨膜干细胞成骨分化的作用 |
| 4.5 结论 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 进一步工作的方向 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 综述 |
| 参考文献 |
（9）卤素阴离子络合萃取机理及选择性分离研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究卤素离子萃取的意义 |
| 1.2 含氟溶液的危害及国内外除氟方法综述 |
| 1.2.1 含氟溶液的危害 |
| 1.2.2 国内外除氟方法综述 |
| 1.3 国内外氯离子分离方法综述 |
| 1.3.1 氯化亚铜沉淀法 |
| 1.3.2 氯氧化铋沉淀法 |
| 1.3.3 离子交换法 |
| 1.3.4 电渗析法 |
| 1.3.5 电化学法 |
| 1.3.6 溶剂萃取法 |
| 1.4 溴资源概况及国内外溴回收方法综述 |
| 1.4.1 溴资源概况 |
| 1.4.2 国内外溴回收方法综述 |
| 1.5 碘资源概况及国内外碘回收方法综述 |
| 1.5.1 碘资源概况 |
| 1.5.2 国内外碘回收方法综述 |
| 1.6 本文主要研究思路及内容 |
| 1.6.1 本文主要研究思路 |
| 1.6.2 本文主要研究内容 |
| 第2章 氟离子的络合萃取研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验试剂 |
| 2.2.2 实验设备和分析仪器 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 分析方法 |
| 2.3 氟离子的络合萃取工艺研究 |
| 2.3.1 硼氟摩尔比对氟萃取的影响 |
| 2.3.2 Alamine336浓度对氟萃取的影响 |
| 2.3.3 TBP浓度对氟萃取的影响 |
| 2.3.4 混合时间对氟萃取的影响 |
| 2.3.5 初始pH对氟萃取的影响 |
| 2.3.6 萃取相比对氟萃取的影响 |
| 2.3.7 常见金属离子对氟萃取的影响 |
| 2.3.8 阴离子对氟萃取的影响 |
| 2.4 氟离子的反萃工艺研究 |
| 2.4.1 反萃混合时间对氟反萃的影响 |
| 2.4.2 反萃剂浓度对氟反萃的影响 |
| 2.5 有机相稳定性研究 |
| 2.6 氟离子的络合萃取机理研究 |
| 2.6.1 饱和容量法 |
| 2.6.2 红外光谱分析 |
| 2.7 氟离子的络合萃取热力学研究 |
| 2.8 本章小结 |
| 第3章 氯离子的络合萃取研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验设备和分析仪器 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.3 氯离子的络合萃取工艺研究 |
| 3.3.1 有机相组成对氯萃取的影响 |
| 3.3.2 初始pH对氯萃取的影响 |
| 3.3.3 锌氯摩尔比对氯萃取的影响 |
| 3.3.4 萃取相比对氯萃取的影响 |
| 3.3.5 氯的萃取平衡等温线 |
| 3.4 氯离子的反萃工艺研究 |
| 3.5 有机相稳定性研究 |
| 3.6 氯离子的络合萃取机理研究 |
| 3.6.1 水溶液中氯物种形态分析 |
| 3.6.2 饱和容量法 |
| 3.6.3 斜率法 |
| 3.7 氯离子的络合萃取热力学研究 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 碘离子的络合萃取研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验试剂 |
| 4.2.2 实验设备和分析仪器 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.2.4 分析方法 |
| 4.3 碘离子的络合萃取工艺研究 |
| 4.3.1 双氧水添加量对碘萃取的影响 |
| 4.3.2 混合时间对碘萃取的影响 |
| 4.3.3 平衡pH对碘萃取的影响 |
| 4.3.4 萃取相比对碘萃取的影响 |
| 4.3.5 Alamine336浓度对碘萃取的影响 |
| 4.3.6 萃取温度对碘萃取的影响 |
| 4.4 碘离子的反萃工艺研究 |
| 4.4.1 反萃混合时间对碘反萃的影响 |
| 4.4.2 反萃剂浓度对碘反萃的影响 |
| 4.4.3 反萃相比对碘反萃的影响 |
| 4.5 有机相稳定性研究 |
| 4.6 碘离子的络合萃取机理研究 |
| 4.6.1 水溶液中碘物种形态分析 |
| 4.6.2 饱和容量法 |
| 4.6.3 紫外光谱分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第5章 卤素离子络合萃取规律研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂 |
| 5.2.2 实验设备和分析仪器 |
| 5.2.3 实验方法 |
| 5.2.4 分析方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 不同络合试剂的络合萃取规律初探 |
| 5.3.2 卤素离子混合溶液萃取分离研究 |
| 5.3.3 卤素离子的络合萃取规律研究 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 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 |
（10）二价重金属阳离子共存对磁铁矿合成及其特性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 地下水资源重金属污染现状及其危害 |
| 1.2 地下水重金属污染修复技术 |
| 1.3 铁矿物与重金属去除 |
| 第2章 研究目标和研究内容 |
| 2.1 研究背景和意义 |
| 2.2 研究目标 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.4 技术路线 |
| 第3章 实验材料与实验方法 |
| 3.1 铁矿物的制备 |
| 3.2 样品的组成和矿物学分析 |
| 3.3 等温吸附实验 |
| 3.4 热力学计算 |
| 第4章 重金属离子对铁矿物形成的影响 |
| 4.1 矿物样品的元素组成 |
| 4.2 矿物样品的矿物学和形貌学分析 |
| 4.3 合成实验中重金属金属离子的存在形式 |
| 4.4 重金属离子对铁矿物形成的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 矿物固定溶液中重金属离子的能力 |
| 5.1 合成实验中重金属离子的去除率 |
| 5.2 重金属离子对吸附容量的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文与取得的其他研究成果 |
四、金属离子对人体健康的影响综述（论文参考文献）
- [1]药用植物多农残重金属的大样本检测及综合风险评估[D]. 骆璐. 中国中医科学院, 2021(02)
- [2]三嗪衍生物及其金属有机功能材料的设计、合成及荧光识别性能研究[D]. 马学林. 内蒙古工业大学, 2021
- [3]数字化成型的金属修复体对肝肾组织影响的体内研究[D]. 陈锦冰. 福建医科大学, 2021(02)
- [4]氧化铜钠米颗粒在两种蔬菜系统中的生物毒性研究[D]. 李金星. 浙江大学, 2020
- [5]血清双酚A、全氟烷基化合物及糖尿病遗传风险评分与2型糖尿病发生风险的巢式病例对照研究[D]. 王飞. 华中科技大学, 2020(01)
- [6]金属离子荧光探针的设计合成及其对Fe3+与Cu2+的识别研究[D]. 谢海芳. 贵州医科大学, 2020(04)
- [7]富含原生铁锰农灌区包气带和地下水中草甘膦穿透过程和滞留机制研究[D]. 张茜. 吉林大学, 2020(08)
- [8]植入镁对大鼠牙周炎作用的实验研究[D]. 何薇. 南昌大学, 2020(08)
- [9]卤素阴离子络合萃取机理及选择性分离研究[D]. 李建. 中国科学院大学(中国科学院过程工程研究所), 2020
- [10]二价重金属阳离子共存对磁铁矿合成及其特性的影响[D]. 黄慧慧. 中国科学技术大学, 2020