一、水的一些特殊性质及对生物体的意义（论文文献综述）
李安定[1]（2021）在《海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响》文中进行了进一步梳理人类活动使一些流速较缓的城市河道接纳了较多污水,导致河道水体频繁暴发水华,而藻类在生长和死亡过程中将释放大量的溶解性有机质（DOM）,对水环境理化性质产生影响,进而影响水体中的重金属等污染物浓度。目前,对水华暴发的研究主要针对湖库以及近岸海域等营养盐汇集区域,而对营养盐迁移转化的通道-河流水华暴发的研究相对较少。本研究以北方典型缓滞流型河道-海河干流为研究对象,通过野外调查、模型模拟以及室内试验,研究河道水华暴发特征及其对水体中DOM和重金属生物有效性的影响,以期为有效预防和控制缓滞流型河道水华暴发提供新的理论和技术支持。近年来采样监测发现,海河干流水质主要污染因子为TP、CODCr和NH3-N,处于中度富营养化水平,水华暴发主要集中在7-9月。采用Tucker3模型和回归分析可知,TN浓度、TP浓度、N/P值与Chla浓度均符合三次多项式非线性函数关系。当N/P值<10时,随着N/P值增加,藻类生物量增加,藻类生长属于N限制;当N/P值>40时,随着N/P值增加,藻类生物量呈现减少或稳定的变化趋势,此时藻类生长属于P限制。由于海河干流受沿岸氮输入的影响,水华暴发期间水体中NH3-N和NO3--N 比例变化不显着,而Org-N浓度呈现显着的上升趋势。根据NO3--N的δ15N和δ18O比例变化可知,由于海河干流水体中NH3-N的来源补充较为充足,藻类优先利用水体中的NH3-N来合成自身物质,将其转变为Org-N和少量的NO3--N释放到水体中,而通过微生物硝化作用转化NH3-N成为NO3--N的作用效果不明显。水华暴发后,水体中DOM含量从26.47mg/L增加到38.20mg/L,C/N值从18.51降低到6.39,N/P值从5.69增加到20.10。DOM的成分由较为复杂的多种陆源转变为相对单一的藻类内源,进而影响了水体中污染物的生物有效性,导致水体中重金属Cu和Zn的生物有效性降低。随着水华的暴发,水体中Cu和Zn对大型溞的半致死浓度逐渐升高,水体中Cu的基准最大浓度和基准连续浓度都呈显着增加趋势,约为暴发前的3倍。
王大贵[2]（2021）在《基于化学键制备润滑涂层及其表面物质传输的研究》文中指出润滑表面通过表面物质传输的方式,在生态环境、能源、医疗、航海、航天航空等众多的领域中发挥着重要作用。灌注型润滑表面是在粗糙或多孔结构的基底材料中灌入润滑液,通过毛细作用力或范德华力来锁住润滑油,在粗糙表面形成润滑油液层,来保持其的润滑性和排斥性。在外力破坏下,毛细作用力和范德华力难以稳定地锁住,会造成润滑液的流失,失去润滑性能。对于平滑基底或限域空间通道内构建灌注型润滑表面,则需要构筑粗糙或多孔结构会额外增加难度和成本。此外,润滑涂层修饰在微米尺度通道内浸润性情况的研究也很少。基于这些问题,本文主要通过化学键在光滑或通道内的表面构筑润滑涂层,讨论其物质传输性能,且发展了一种从热力学模型来讨论通道内浸润性方法。主要工作如下:1:基于化学键构筑了具有普适性和稳定性的润滑表面（SLACC）。通过协调粘附剂和润滑剂在空间上的分布,利用两者间形成化学键制备出对大多数的金属、植物、动物表面等100种基底都有普适性的润滑表面。稳定性测试是对SLACC涂层进行在砂纸磨损、刀切割、紫外辐射、热风干燥、低温干燥、极低温保持等六种物理化学破坏,其依然保持着良好润滑性能。抗污性能测试是以纳米颗粒溶液、小球藻、Hela细胞、蚂蚁、蜗牛作为模拟污染物,SLACC涂层修饰的基底材料都能够排斥模拟污染物的粘附,表现出良好的抗粘附性能。由于SLACC涂层具有良好的润滑性能,对生物体也表现出很好的排斥性,利用该涂层来控制生物体的运动行为,能够实现对生物体的智能控制。将蜗牛放置在SLACC涂层处理的样品和空白样品构成迷宫图案中,用空白样品来组建唯一通路。对通路路径的设计,能够控制蜗牛按照通路的方向行走来控制蜗牛的行动轨迹。SLACC涂层修饰在微米尺度通道内能有效减阻,提高液体传输效率和解决复杂液体粘附或堵塞等问题。2:快速构筑超滑高透光度的润滑表面。本文基于单宁酸与润滑剂能形成化学键,制备了一种快速构筑润滑表面的涂料。通过简单涂覆或浸泡可以在大多数基底构筑润滑表面,且临界滑动角小于5o。能够抵抗多种高粘度液体对润滑表面的粘附,对复杂液体也有抗污效果。该涂料在玻璃表面制备润滑表面有很好的透光度,将其涂覆在内窥镜表面上,能解决内窥镜在使用过程中容易被污染的问题。将涂覆润滑涂层的内窥镜插入含有血液的猪心动脉和肝脏中,放置10 min,内窥镜表面没有血液和组织液的粘附和镜头依然保持清洁,分辨率和成像没有受到影响。此外,涂料中的二氧化硅小球颗粒极易粘附在昆虫的腿部,可以控制昆虫的活动行为或传输路径,所以这为植物防治提高了一条新途径。3:从能量角度利用表面势这个参数来讨论润滑管道内浸润性情况,使得润滑管道内液体上升高度可测。由于在管道内修饰润滑表面后,利用力学分析模型很难去讨论液体在通道内的情况,并且该模型基于许多的前提和假设条件。所以本文从能量角度去讨论了不同表面的固-气表面势(σs-g)和固-液表面势(σs-l)的关系,以及在不同浸润性表面通道内液体重力做功和液体分子运动的可逆功综合讨论液体在通道内传输情况。通过四种不同浸润性表面内,八种不同液体上升的情况来验证该参数讨论通道内浸润性的具有可行性。此外将表面势这个参数引入到纳米尺度氧化铝（AAO）孔道中,可用于简单地讨论液体进入孔道的深度来反应孔道的亲疏水性。希望能够其能通过引入更多的实际情况来对这个参数进行修正,以便更好地被研究人员用于讨论管道内浸润性问题。
刘炜婷[3]（2021）在《基于RS-CPE-μ-FTIR的珠江广州河段微塑料污染风险评估研究》文中认为微塑料作为一类粒径小于5mm的新兴环境污染物,近年来受到各界的广泛关注。由于微塑料本身具有疏水性强、体积小、比表面积大等特点,其表面极易吸附环境中的重金属、有机物以及病原微生物等物质,常作为有毒物质和有害微生物的载体,对动植物甚至是人类造成直接或潜在的危害,因此对其进行定量分析及生态风险评估是当前微塑料污染研究的热点。然而,目前关于环境中微塑料的分离分析方法及生态风险评估方面的研究仍然比较匮乏。为了解决以上问题,本文将快速协同浊点萃取与显微红外光谱法联用,建立了微塑料前处理及分析检测新方法,并将该方法与相关生态风险评估方法相结合应用于珠江广州河段微塑料污染情况调查及生态风险评估研究当中,获得了令人满意的结果。以下为本文主要研究内容及结果:第一章概述了微塑料的污染现状及危害,以及微塑料分析检测和前处理方法的发展情况,同时还介绍了环境中微塑料风险评估的研究进展,最后对课题的研究背景和内容进行了总结。第二章建立了快速协同浊点萃取与显微红外光谱法联用（RS-CPE-μ-FTIR）测定环境样品中微塑料的方法。选择聚苯乙烯、聚乙烯、聚丙烯和聚酰胺这四种最常见的微塑料作为研究对象,表面活性剂Triton X-114作为萃取剂,丁醇作为协同诱导剂不仅能与无机盐共同作用降低体系浊点温度,还能降低体系粘度有助于后续检测。本研究对表面活性剂、无机盐和协同诱导剂的种类及用量、仪器检测条件等因素进行了详细的探讨。在最优的条件下,聚苯乙烯、聚乙烯、聚丙烯和聚酰胺的回收率达到了80.3%-96.7%,目标物的相对标准偏差（RSD）均小于7.6%,方法成功应用于实际环境样品中微塑料的分析检测。本方法还具有试剂用量少,环境友好、无损检测等特点,为微塑料前处理及分析检测提供了新手段。第三章以微塑料污染重点研究流域之一的珠江广州河段为研究区域,在珠江广州河段进行采样调查,运用所建立的RS-CPE-μ-FTIR对研究区域所采集的表层水体样品的进行分析检测。结果显示,珠江广州河段中微塑料的平均丰度约为1.74n/L。粒径小于0.5mm的微塑料占比是最多的,占36.16%,粒径与数量呈反比。聚乙烯和聚丙烯是表层水中最常见的微塑料类型;白色微塑料的含量最多;颗粒状的微塑料最常见,其次是薄膜和球状微塑料。为了进一步了解珠江广州河段微塑料的污染情况及其产生的生态风险,本文采用了两种水体生态风险评估方法:（1）污染负荷指数法,（2）风险熵法;并结合表层水调查数据对珠江广州河段微塑料污染所产生的生态风险进行评估,两种方法的结果都显示珠江广州河段表层水的微塑料污染程度较轻,所有采样点生态风险均较低。第四章,由于土壤是除了水体以外的重要环境介质,而土壤沉积物中的微塑料污染情况能反映出微塑料污染的长期趋势,因此本章对珠江广州河段沉积物的微塑料污染情况进行了调查,同时运用第二章所建立的方法对珠江广州河段表层沉积物的微塑料污染情况进行分析。结果显示,微塑料广泛存在于研究区域的表层沉积物中,采样点的微塑料平均丰度为556.7n/kg。微塑料的粒径、形态及颜色各不相同。粒径为0.5mm以下的微塑料含量最多;颗粒是沉积物样品中的微塑料最主要的形态;颜色方面,白色和彩色微塑料所占比例最高。微塑料样品的组分主要是聚乙烯和聚丙烯,两者含量加起来超过50%。与其他地区的沉积物微塑料污染情况相比,珠江广州河段表层沉积物的微塑料含量属于中等水平。为了评估微塑料污染的程度及微塑料污染对珠江广州河段所造成的生态风险,本研究结合了两种评价土壤沉积物生态风险的评估方法:（1）地积累指数法,（2）生态风险指数法;对珠江广州河段的微塑料生态风险情况进行评估。结果显示,河段沉积物微塑料污染生态风险总体处于轻度至中度的水平,部分采样点的生态风险较高。根据表层水和沉积物微塑料污染调查及生态风险评估的数据,本研究运用统计学方法以及GIS系统中的插值法对珠江广州河段微塑料污染整体情况进行了综合分析。分析结果表明,珠江广州市区河段与郊区河段的表层水和沉积物的微塑料含量无显着差异;且表层水与沉积物的微塑料含量之间也不存在直接的相关关系。利用GIS系统中的反距离权重插值法分别对表层水和沉积物的整体污染情况进行插值分析,结果表明居民区、工业区和旅游区附近区域的微塑料污染较为严重,这些区域亟需加强微塑料污染治理和监测。第五章总结了论文的主要研究成果,并对微塑料未来的分析检测以及风险评估方面的研究进行了展望。
王晨[4]（2020）在《磷酸三（1,3-二氯-2-丙基）酯诱导秀丽隐杆线虫衰老效应及健康风险分子机制》文中认为磷酸三（1,3-二氯-2-丙基）酯（Tris（1,3-dichloro-2-propyl）phosphate,TDCPP）是一种含卤素有机磷化合物,一般作为添加型阻燃剂应用于多类消费品中,是多溴联苯醚（poly brominated diphenylethers,PBDEs）的重要替代品之一。目前,TDCPP 及其主要二酯代谢物磷酸二（1,3-二氯-2-丙基）酯（bis（1,3-dichloro-2-propyl）phosphate,BDCPP）已在多种环境介质、生物体甚至人类母乳、血浆、胎盘、精液和尿液样品中广泛检出,对生态环境和人类健康构成严重威胁。研究证实,TDCPP污染暴露能够诱导生物体神经损伤、发育迟缓和生殖能力衰退等严重退行性病变,极有可能诱导生物体衰老效应、降低寿命。但迄今为止,关于TDCPP暴露诱导生物体衰老效应规律及分子机制的研究尚很有限,无法完整解释其诱导生物体多种退行性病变的原因,亟需深入研究TDCPP暴露诱导生物体衰老效应规律及作用机制,为揭示TDCPP生态毒理和人体健康损害分子机制提供科学依据。在此背景下,本研究选取秀丽隐杆线虫为衰老研究模型,凝练TDCPP诱导衰老毒性效应及作用机制的科学问题,系统研究TDCPP对线虫衰老效应规律及作用机制。采用多学科交叉的方法分析生理、生化变化特征和基因、蛋白表达差异;综合运用转录组学、生物信息学、转基因品系和突变体验证等技术,识别TDCPP诱导衰老显着相关靶标基因、蛋白及生物标志物,探究TDCPP诱导衰老的关键信号通路;结合人类体外细胞实验、同源建模及分子对接等分析,探究TDCPP对包括人类、斑马鱼和线虫在内的不同物种关键同源蛋白及信号通路的影响机制,揭示氯化有机磷酸酯TDCPP暴露诱导衰老的物种间同源性及潜在健康危害。取得的主要成果如下:（1）TDCPP暴露能够诱导秀丽隐杆线虫运动行为损伤、寿命降低等衰老毒性效应。多场景（急性、亚急性）不同浓度TDCPP暴露（control、0.1、1、100、1000 μg/L）对线虫生理、生化毒性效应评估结果显示,相同浓度下,亚急性（L1-72h）暴露比急性暴露（L4-24h）更加敏感,毒性效应更显着。环境浓度TDCPP暴露能够降低线虫体长、子代数目、运动行为和存活寿命,增加线虫肠道通透性、氧化应激水平、细胞凋亡水平和脂褐素累积水平。其中,运动行为与寿命呈正相关,亚急性暴露后,头部摆动和身体弯曲频率10%效应浓度（EC10）分别为11.5μg/L和39.4 μg/L,属于环境浓度范围。最高浓度组1000μg/L TDCPP亚急性暴露能够诱导线虫平均寿命降低17%,衰老生物标志物脂褐素水平显着提高32%、氧化应激水平显着提高34%,表明TDCPP能够以剂量依赖方式加速线虫衰老进程,降低寿命。（2）TDCPP通过诱导氧化自由基损伤机制加速秀丽隐杆线虫衰老、降低寿命。TDCPP暴露诱导线虫产生过量活性氧（reactive oxide species,ROS）,并进一步与脂质发生链式反应放大最初氧化损伤,导致脂褐素水平升高、4-羟基壬烯醛（4-hydroxynon-2-enal,4-HNE）等脂质过氧化关键产物累积,最终诱导线虫衰老、降低寿命。同时,通过mRNA转录组测序技术（mRNA-seq）及生物信息学分析评估TDCPP暴露后线虫整体mRNA表达特征及信号通路富集情况后发现,谷胱甘肽代谢及谷胱甘肽S-转移酶基因（gst-5、gst-6、gst-9、gst-10、gst-19、gst-24、gst-26、gst-29、gst-33、gst-38）在抗氧化过程中发挥重要功能,进一步表明脂质过氧化累积和氧化自由基损伤机制在加速线虫衰老过程中的关键作用。（3）TDCPP通过触发非常规胰岛素/胰岛素样生长因子-1信号通路（Insulin/Insulin-like Growth Factor-1 Signaling pathway,Insulin/IGF-1 信号通路）降低秀丽隐杆线虫寿命。该途径并非常规性破坏胰岛素样生长因子1受体DAF-2/IGF1R,而是直接通过抑制下游肿瘤抑制因子DAF-18/PTEN进行激活,这种抑制能够降低第二信使磷脂酰肌醇-3,4,5-三磷酸PI（3,4,5）P3的去磷酸化水平,激活下游丝氨酸/苏氨酸蛋白激酶Akt/PKB,进一步提高Insulin/IGF-1信号通路中寿命中心因子DAF-16/FoxO蛋白磷酸化水平,抑制DAF-16/FoxO表达,阻止DAF-16/FoxO进入细胞核发挥功能,最终降低寿命。（4）TDCPP暴露诱导特定microRNA（miRNA）抑制寿命中心因子DAF-16/FoxO降低线虫寿命。通过Small RNA测序（Small RNA-seq）和生物信息学分析评估TDCPP暴露后线虫整体miRNA表达特征及信号通路富集情况后发现,TDCPP暴露同样能够触发非常规Insulin/IGF-1信号通路,这与mRNA研究结果高度吻合。因此,本研究建立了 TDCPP诱导衰老及寿命降低的miRNA-mRNA小型互作网络关系,其中miRNA突变体品系研究表明let-7家族miR-48和miR-84能够抑制DAF-16/FoxO转录、调节衰老相关运动行为和寿命。此外,计算机建模及分子对接结果从三维结构角度深入表明TDCPP与miR-48和miR-84的作用靶点和结合亲和力,证明TDCPP能够通过干扰线虫关键miRNA（miR-48 和 miR-84）表达抑制非常规 Insulin/IGF-1 通路中 DAF-16/FoxO 的功能,最终影响寿命。（5）TDCPP暴露激活非常规Insulin/IGF-1通路具有高度的物种间同源性。首先,非常规Insulin/IGF-1信号通路在人体正常肝细胞L02中得到验证,通路中关键同源基因及同源蛋白表达与线虫中结果相一致,证实该信号通路在人体细胞具有高度同源性。此外,利用同源建模技术分别提取和构建人类、斑马鱼、秀丽隐杆线虫IGF1R和PTEN蛋白三维结构,分别进行TDCPP与多物种IGF1R和PTEN蛋白分子对接研究,具体对接位点及结合亲和力分析揭示了 TDCPP暴露诱导衰老分子机制的物种间同源性及潜在健康危害,并再次证明抑癌因子PTEN在TDCPP降低寿命过程中的关键作用。综上所述,环境浓度氯代有机磷酸酯TDCPP能够诱导秀丽隐杆线虫运动行为损伤、寿命降低等多种衰老毒性效应,主要通过诱导自由基损伤、干扰非常规Insulin/IGF-1信号通路、诱导特定miRNA（miR-48/84）抑制寿命中心因子这三种分子机制发挥作用,其中,非常规Insulin/IGF-1信号通路具有高度的物种间同源性。该研究结果有助于更深层次了解典型氯代有机磷酸酯TDCPP的毒性效应和作用分子机制,为构建环境氯代有机磷酸酯污染的健康风险预警及防控体系提供科学依据。
仲昭宇[5]（2020）在《纳米金属氧化物材料的环境影响 ——毒性及食物链传递》文中提出纳米材料由于其组成单元的尺度小,常常会表现出独特的光、电、磁、热及力学等多种特点,这使得纳米材料相比一般材料有更广阔的应用前景。尽管纳米技术的应用前景十分看好,但纳米材料对环境和人体健康的潜在危害不甚了解,如何有效、准确地评价纳米材料的生物毒性是当今研究的热点问题。急性毒性实验是评价污染物生物毒性的重要方法,可以应用急性毒性实验评价纳米材料对生物可能造成的危害。卤虫个体小、对环境变化反应灵敏,营养丰富,是水产养殖业中优良的动物性饵料。因此本文实验选取卤虫作为受试生物来进行纳米金属氧化物急性毒性实验的研究。本研究以被广泛应用于化工、生物医药等领域的纳米金属氧化物为主要研究对象,选用卤虫作为试验生物,设计纳米氧化铜,纳米氧化镍,纳米氧化锌,纳米氧化铬这四种纳米金属氧化物对卤虫急性毒性实验,通过受试卤虫的死亡率等指标来探究纳米金属氧化物对生物的影响。设计角毛藻对纳米金属氧化物的吸附试验,并用受试角毛藻喂养卤虫,观察卤虫体内纳米金属氧化物残留情况,探究纳米金属氧化物在食物链中的传递情况。具体来说,本论文得出以下结论:（1）24小时毒性实验结果显示这四种纳米金属氧化物对卤虫有一定的毒性作用。Nano-CuO,Nano-NiO,Nano-ZnO,Nano-Cr2O3的 24 小时半数致死浓度分别为:1.92 g·L-1,3.62 g·L-1,1.61 g·L-1,1.76 g·L-1。毒性从大到小分别为 Nano-Cr2O3>Nano-ZnO>Nano-CuO>Nano-NiO。（2）48小时毒性实验结果显示这四种纳米金属氧化物对卤虫毒性作用明显。四种纳米金属氧化物半数致死浓度分别为:0.27 g·L-1,0.42 g·L-1,0.29 g·L-1,0.13 g·L-1。毒性从大到小分别为Nano-Cr2O3>Nano-CuO>Nano-ZnO>Nano-NiO。四种纳米金属氧化物对卤虫的48小时的半数致死浓度远小于其对卤虫24小时的半数致死浓度,延长受试生物毒性实验受试时间可以显着减少半数致死浓度,增加其对受试生物的毒性作用,受试生物在更长时间的毒性环境下对毒物更加敏感,而且一般的水生生物毒性实验鱼类,水藻等也都是观察48小时的实验的结果,可见选用48小时的毒性实验结果研究是有意义的。（3）四种金属离子对卤虫毒性效果在相同处理时间内高于其对应的纳米金属氧化物。Cu2+,Ni2+,Zn2+,Cr3+的 24 小时半数致死浓度分别为:3.85 mg·L-1,10.01 mg·L-1,114.00 mg·L-1,68.88 mg·L-1。毒性从大到小分别为Cu2+>Ni2+>Cr3+>Zn2+。金属离子相对于同金属元素的纳米金属氧化物对卤虫的毒性作用更快且效果更加明显,研究表明纳米金属氧化物在卤虫体内会解离出金属离子,纳米金属氧化物对卤虫的毒性作用的原因之一可能是纳米金属氧化物在卤虫体内解离出金属离子对卤虫造成毒性作用。（4）角毛藻对纳米金属氧化物具有很好的吸收/吸附效果,可在食物链传递中起到介质作用。随着时间的推移,角毛藻细胞吸附纳米金属氧化物的量会稍微减少。如角毛藻对Nano-CuO的吸附吸收实验结果所示,Nano-CuO投放量从0.40mg增加到3.20mg的过程中,角毛藻对Nano-CuO的吸附量从0.30mg增加到3.06mg,说明在角毛藻的吸附位点3.20mg的Nano-CuO投加量范围内并未饱和。在接触时间24h时,角毛藻对氧化铜吸附量为3.18mg,吸附率为99%,随接触时间的变长,角毛藻对Nano-CuO的吸附量变少,到接触时间120h的时候,角毛藻对Nano-CuO的吸附量为3.06mg,吸附率为95%。（5）透射电镜照片显示,卤虫体内存在通过食物链传递的纳米氧化物。以Nano-CuO为例,通过透射电镜拍摄照片可以看到喂食了吸附了 Nano-CuO的角毛藻后,卤虫体内有Nano-CuO颗粒团聚,并且主要沉积在卤虫腹部。以Nano-CuO的数据为例,使用原子吸收光谱探测卤虫体内,环境含量为0.04mg,卤虫Nano-CuO摄入量为0.10μg,占环境中Nano-CuO总量的0.26%,环境中存在的纳米金属氧化物会随食物链的传递过程在卤虫体内残留,对卤虫造成毒性作用的同时,也揭露了纳米金属氧化物会随食物链传递最终危害到人类的环境风险。
李明[6]（2020）在《纳米颗粒物对典型农药在土壤-植物中迁移和生物有效性的影响机制研究》文中认为本论文中,将纳米颗粒物与农药同时添加到土壤中,分别探索了纳米颗粒物对农药在土壤-植物体系中迁移转化以及生物有效性的影响及机制。在纳米颗粒物对农药在土壤-植物体系中迁移转化影响及机制的试验中,首先将一系列不同浓度（10、100和1000 mg/kg）的环境友好型纳米颗粒物（纳米生物碳）与常用的一种农药（五氯硝基苯,1000 ng/g）同时添加到土壤中种植小白菜,在不同时间点采样,测定小白菜根部与叶部五氯硝基苯的浓度。与五氯硝基苯处理组相比,复合处理组中小白菜根部五氯硝基苯浓度显着增加;但是在纳米碳浓度达到1000 mg/kg时,小白菜叶部五氯硝基苯浓度最低。结果表明,纳米碳可以作为污染物载体促进小白菜对五氯硝基苯的吸收。并且五氯硝基苯可以从小白菜的根部转移到叶部,与此同时,高浓度的纳米碳（1000 mg/kg）会抑制这一转移过程,原因可能是因为高浓度的纳米碳会堵塞植物的导管,抑制了吸附着五氯硝基苯的纳米碳向植物叶部的迁移。然后将对植物有毒性作用的纳米Cu O（10、50、100 mg/kg）与常用的一种农药（联苯菊酯,200 ng/g）同时添加到土壤中种植油菜,在不同时间点采样,测定油菜根部与叶部中铜离子与联苯菊酯的浓度。与单独联苯菊酯处理组相比,添加低浓度纳米Cu O（10、50 mg/kg）时,油菜根部与叶部中联苯菊酯的浓度没有显着性增加。但是当纳米Cu O浓度达到100 mg/kg时,复合处理组中油菜根部与叶部中联苯浓度显着增加。结果表明,高浓度的纳米Cu O会给油菜根部带来氧化损伤,然而纳米Cu O和联苯菊酯对油菜的生长没有影响。低浓度纳米Cu O不会促进联苯菊酯进入植物根部,而高浓度纳米Cu O会促进联苯菊酯进入植物根部,原因可能是高浓度的纳米Cu O会破坏植物根部细胞,从而使更多的联苯菊酯进入植物体内。另外,联苯菊酯同样可以通过在蒸腾流的作用向叶片中迁移,在植物体内的铜元素不会影响这一行为。在纳米颗粒物对农药的生物有效性影响及机制的试验中,首先利用蚯蚓（赤子爱胜蚓）培养试验来研究两种农药（五氯硝基苯、甲基立枯磷）的生物有效性。将蚯蚓暴露在添加一系列不同农药浓度（0.01、0.1、1、10 mg/kg）的人工土壤中,在第1、3、7、14天,采样测定蚯蚓体内农药的浓度以及生物标志物（活性氧自由基、超氧化物歧化酶、丙二醛）的含量。研究结果表明,蚯蚓体内农药的富集浓度可以代表污染物（农药）的环境生物有效性。同时,在蚯蚓经过一段时间的暴露后,蚯蚓体内活性氧自由基、丙二醛等生物标志物的变化与土壤中农药浓度及蚯蚓体内农药浓度呈正相关,表明这些指标可反映农药的毒性生物有效性。环境生物有效性与毒性生物有效性的关系表明蚯蚓培养试验可以表征农药的生物有效性。然后将两种不同浓度（10、50、250 mg/kg）的纳米颗粒物（纳米Cu O与纳米Zn O）与联苯菊酯（100μg/kg）分别添加到土壤中培养蚯蚓21天,在7、14、21天采样测定蚯蚓体内重金属、联苯菊酯、以及生物标志物的含量。与单独联苯菊酯处理组相比,添加了纳米颗粒物的复合组中蚯蚓体内联苯菊酯的浓度显着增加,其中当纳米Cu O和纳米Zn O浓度达到250 mg/kg时,复合污染物处理组中联苯菊酯的浓度达到23.2μg/g和28.9μg/g,分别是联苯菊酯单独处理组的2.65和3.32倍。结果表明纳米颗粒物促进了联苯菊酯从土壤向蚯蚓的转移,吸附试验结果显示这种现象不能用纳米颗粒物的“载带效应”来解释。纳米颗粒物可以毒害蚯蚓体腔细胞并破坏了体腔,蚯蚓通过体腔吸收疏水性化学物质（联苯菊酯）,因此更多的联苯菊酯通过受伤的体腔进入到蚯蚓体内。复合污染处理组中蚯蚓体内的Cu2+或Zn2+的富集增加反过来证实了这一假设。在个体毒性试验中,联苯菊酯和纳米颗粒物均引起蚯蚓的氧化损伤,而二者复合污染引起的毒性效应高于单独污染物。然后将两种不同浓度（10、50、250 mg/kg）的纳米颗粒物（纳米Cu O与纳米Zn O）与五氯硝基苯（100μg/kg）分别添加到土壤中培养蚯蚓21天,在7、14、21天采样测定蚯蚓体内重金属、五氯硝基苯、以及生物标志物的含量。与单独五氯硝基苯处理组相比,添加了纳米颗粒物的复合组中蚯蚓体内五氯硝基苯的浓度显着增加,同样观察到当纳米Zn O和纳米Cu O浓度达到250 mg/kg时,复合污染物处理组中五氯硝基苯的浓度达到21.7μg/g和27.5μg/g,分别是五氯硝基苯单独处理组的2.47和3.13倍。纳米颗粒物（纳米Zn O和纳米Cu O）的存在有助于蚯蚓积累五氯硝基苯,从而提高了土壤中五氯硝基苯的生物有效性。纳米颗粒物和五氯硝基苯对蚯蚓体腔细胞的损伤是由于体腔细胞产生过量ROS所致。在个体试验中,纳米颗粒物和五氯硝基苯对蚯蚓造成氧化损伤,导致污染物处理组ROS的含量增加。由此,本论文假设纳米颗粒物的存在会给蚯蚓带来毒害作用,损伤了蚯蚓的体腔,从而增加了蚯蚓体内五氯硝基苯的富集,增加了土壤中五氯硝基苯的生物有效性。目前大部分研究纳米颗粒物对有机污染物在环境-植物体系中迁移转化以及环境中生物有效性的影响与机制都集中在水培试验中或者水环境中,本试验创新性模拟了实际种植（土壤种植）过程中农药的迁移转化,其科学意义体现在以下两个方面:（1）探索纳米颗粒物对农药在植物和蚯蚓体内富集的影响,揭示纳米颗粒物对土壤中农药生物有效性的影响机制。（2）建立纳米颗粒物与农药在植物体内与蚯蚓体内富集的关系,为环境中复合污染的综合评估提供新思路。
胡国栋[7]（2020）在《蛋白巯基/二硫键荧光探针的设计合成及其生物应用研究》文中研究指明蛋白巯基作为生物巯基的重要组成部分,在维持蛋白质的结构和功能方面发挥着重要作用。蛋白质结构中的半胱氨酸残基具有独特的反应活性和空间排布,其不同的还原态和氧化态形式（例如蛋白巯基、蛋白邻二巯基和蛋白二硫键等）也直接影响着生物体的氧化还原稳态。与此同时,随着荧光成像技术在化学生物学、临床诊断和药物研制等领域的不断发展,荧光探针作为一种检测工具,由于其灵敏度高、操作简单和生物兼容性好等特点而受到越来越多的关注。为了能够可视化地特异性检测蛋白巯基的不同还原态或氧化态形式,在本论文中我们设计合成了一些新颖的小分子荧光探针,并结合多种实验手段在生理或病理条件下实现了荧光检测,这些荧光探针有可能成为后续生物研究中更加高效便利的工具分子。本论文主要内容如下:第一章文献综述,介绍了蛋白巯基在生物体中的氧化还原变化,简单概述了环境敏感型荧光团的发光机理和类型,之后汇总了不同还原态或氧化态蛋白巯基的常见检测方法和运用荧光探针或烷基化/桥接试剂检测的方法。第二章设计合成了一个红色发射的环境敏感型荧光探针（FM-red）用于荧光检测和标记蛋白巯基。探针结构中的马来酰亚胺与蛋白巯基结合后由于扭动的分子内电荷转移机理而产生荧光信号,但与小分子巯基的结合却没有荧光响应。快速响应和红色发射的优良性能使得该探针实现了活细胞和活体斑马鱼中蛋白巯基的特异性荧光成像。此外,探针FM-red作为质量标签实现了硫氧还蛋白氧化还原态的有效分离,并且通过该探针揭示了在帕金森疾病细胞模型中蛋白巯基含量的减少和氧化态硫氧还蛋白的积累。第三章首次设计合成了一个基于分子内电荷转移机理的单砷荧光探针（NEP）用于检测蛋白邻二巯基。该探针分别以As-S五元环和氨基萘酰亚胺作为识别位点和荧光团,通过氨基甲酸酯结构连接。当存在蛋白邻二巯基时,探针NEP通过As-S五元环的断裂和随后的分子内环化反应释放出氨基萘酰亚胺进而产生荧光信号。探针NEP对蛋白邻二巯基展现出强的特异性和显着的荧光信号增加,并且在活细胞和活体斑马鱼中实现了对蛋白邻二巯基的荧光成像。此外,通过探针NEP首次揭示了帕金森疾病细胞模型中蛋白邻二巯基含量的减少。第四章基于巯基/二硫键交换反应机理,将巯基乙胺作为二硫键的识别位点与多个环境敏感型荧光团连接,设计合成了一系列潜在的检测蛋白二硫键的荧光探针。通过光谱和蛋白测试筛选出探针S6,其对蛋白二硫键展现了强的特异性和显着的荧光信号增加,而对小分子二硫化物没有响应。探针S6结构中的巯基与蛋白二硫键发生交换反应,形成新的二硫键从而与蛋白共价结合,成功地对含二硫键蛋白质进行了荧光标记,并且实现了活细胞中蛋白二硫键的可逆化荧光成像。第五章基于分子聚集诱导发射机理和上述研究工作基础,以四苯乙烯作为荧光团,分别设计合成了用于检测蛋白邻二巯基和二硫键的新颖荧光探针TPE-PAO-EDT和TPE-SH。这两个探针表现了典型的聚集诱导发光性质,并实现了对蛋白邻二巯基和二硫键的荧光检测和标记,为后续发展性能良好和应用广泛的工具分子提供了借鉴。第六章对研究工作的整体汇总,并且提出今后在蛋白巯基检测方面的展望。
李明顺[8]（2020）在《几种香豆素类荧光探针用于锌离子和活性硫的检测及成像研究》文中进行了进一步梳理为了全面阐述细胞内各种生物物种在生物学事件中的作用,各种检测技术已经被开发和改进。然而,大多数检测技术需要繁琐的样品制备、耗时的细胞和组织裂解、高成本的操作。在生命系统中实现各种生物物种实时、原位追踪是一项极具挑战性的工作。因此,构建满足绘制细胞内多种生物相关标志物分布需求的先进化学工具迫在眉睫。在众多检测技术中,小分子荧光探针生物成像技术被认为是实现各物种在活细胞中实时、无创、原位检测的强有力工具。小分子荧光探针以无创伤的方式进入细胞,当捕获待测物时,发射出特异性荧光,提供细胞内物种间生物学作用的详细信息。迄今为止,用于细胞内物种检测的荧光探针已经取得了良好的进展,然而,高荧光量子产率、良好生物相容性、强荧光信号、稳定荧光发射、良好结构柔性的荧光团仍然是荧光探针设计合成中应该考虑的一种重要策略。因此,具有优良化学和生物学性质的香豆素类染料被我们选择作为荧光团,对生物体不会造成创伤,推动荧光探针更加适用于生命成像分析。最近几年来,香豆素结构以其良好的生物相容性、稳定的荧光发射和良好的结构灵活性被广泛应用于有机小分子荧光探针的设计。该结构在分子识别、分子成像、生物有机化学、分析化学、材料化学以及生物学和医学等领域的荧光化学传感器开发中得到了广泛的应用。本文的具体工作将由以下五部分呈现:第一章简单介绍荧光探针的概念和组成,荧光探针的种类,香豆素荧光染料的简介。简单总结了检测锌离子（Zn2+）,活性硫比如半胱氨酸（Cys）,二氧化硫衍生物亚硫酸盐（SO32-）与亚硫酸氢盐（HSO3-）的香豆素类荧光探针发展现状以及对其研究背景的综述,并重点展开本文的研究思路。第二章双光子荧光探针CHP-R（CHP-H和CHP-CH3）的设计与合成以及用于生物体内Zn2+的检测与生物成像分析。该探针由两部分组成:7-氨基香豆素类染料作为双光子荧光传感器,2-肼基吡啶作为荧光调制器和Zn2+螯合剂。CHP-H和CHP-CH3在模拟生理条件下具有很高的灵敏度,选择性,以及极低的检测限（19和25 nM）。探针CHP-H能够追踪正常细胞以及缺血再灌注（I/R）模型细胞内Zn2+浓度的波动。在小鼠大脑海马区探针具备深层组织穿透以及实时Zn2+成像的能力。利用探针CHP-H验证了 Zn2+与亚硝酰氢（HNO）之间的交互响应是单向的。第三章双光子荧光探针CUKF的设计合成及用于生物体内Cys和SO2衍生物SO32-的双位点生物成像分析。探针CUKF是由氨基香豆素类甲基酮与对二苯甲醛进行羟醛缩合反应而成,形成的α,β-不饱和酮作为Cys的反应位点发生1,4加成反应,末端甲酰基作为SO32-的反应位点发生加成反应。探针CUKF在模拟生理条件下对于Cys和SO32-的检测表现出良好的光学性质,在生物体内具有良好的生物相容性,并且能够应用于正常细胞与癫痫细胞模型中的Cys代谢检测与成像分析,从而实现单个探针对于双通道物种的分析与生物成像。第四章半胱氨酸/亚硫酸氢盐响应的荧光探针Cou-F设计合成以及细胞内成像研究。探针由7-氨基类水杨醛通过迈克尔加成反应制备。在模拟生理条件下,Cou-F具有灵敏度高、特异性强、响应迅速及细胞毒性低等优点。Cou-F成功用于小鼠巨噬细胞内Cys和HSO3-的成像研究。第五章全文中研究的工作总结与未来研究的展望。为了更适应探针的发展,满足检测和成像的需求,我们基于当前工作,对探针进行优化,以设计合成出一系列新颖的荧光探针。
陈婉婷[9]（2020）在《锆硅渣吸附水中几种重金属离子和负载纳米TiO2的研究》文中指出锆硅渣是生产氧氯化锆工艺中酸反应过程产生的废渣,提纯处理后产物（ZSR-P）主要由非晶相SiO2组成,具有高比表面积及特殊的堆积结构。本论文以实现锆硅渣在治理水污染中应用为目的,对ZSR-P为吸附剂去除水中几种重金属离子、吸附重金属离子后ZSR-P在水泥中固化和ZSR-P为载体负载纳米TiO2制备复合光催化剂进行了研究。以ZSR-P为吸附剂,对其分别吸附去除水溶液中Pb2+、Cd2+的行为和机理进行了研究。吸附时间、离子初始浓度、ZSR-P用量,特别是溶液pH值对吸附效果影响显着。优化条件下,ZSR-P对溶液中Pb2+、Cd2+的吸附量分别为45.3 mg/g和30.1 mg/g,去除率达到99.9%。ZSR-P对Pb2+、Cd2+的吸附等温线符合Langmuir吸附模型,吸附动力学符合动力学二级吸附速率模型。SiO2和Pb2+、Cd2+之间的吸附通过SiO2表面的Si-OH和Pb2+、Cd2+羟基化物间的反应实现。对以十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）为改性剂,采用湿法方式改性ZSR-P和改性ZSR-P吸附去除水溶液中Cr（Ⅵ）进行了研究。ZSR-P经CTAB改性后,表面正电荷区间和?电位值均增大,等电点增大至pH=6.3。优化条件下,改性ZSR-P对Cr（Ⅵ）的吸附量为6.28 mg/g,Cr（Ⅵ）去除率94.25%。吸附机理主要为表面荷负电的Cr（Ⅵ）与表面荷正电的改性ZSR-P间的电性吸引作用。研究了以ZSR-P为载体,采用溶胶-凝胶法制备ZSR-P/TiO2复合光催化剂及其表征。ZSR-P/TiO2复合光催化剂以单分散形态纳米TiO2在ZSR-P表面及穿插到孔道内均匀负载为特征,二者以Si-O-Ti键形式实现结合。TiO2包括锐钛矿、金红石两种晶相,负载量17.14%,颗粒大小712 nm。ZSR-P/TiO2适宜降解水中较低浓度污染物,优化条件下,可使溶液中甲基橙完全降解,且4次循环使用后降解性能无明显降低。对吸附Pb2+、Cd2+和Cr（VI）的ZSR-P进行了水泥固化处理,对其中离子稳定行为进行了研究,结果表明水泥固化对各离子均具有很好的稳定固封作用。加入ZSR-P的水泥固化体在中性和酸性模拟液中浸出1 d,Pb2+、Cd2+和Cr（VI）的浸出量分别为0.1-0.5%和0.3-0.9%。浸出液中各离子含量均低于国家行业标准的允许值。各水泥固化体力学性能均满足国家标准要求。
毛亮[10]（2020）在《γ辐射对斑马鱼胚胎生物节律的影响》文中进行了进一步梳理目的:本项目通过研究不同剂量（0 Gy、0.01 Gy、0.1 Gy、1.0 Gy）辐射下斑马鱼胚胎个体和分子水平的生物效应,探寻斑马鱼在行为、激素水平、转录组、基因表达上的差异,探究并分析γ辐射对斑马鱼胚胎生物节律的影响和作用机制,从生物节律的角度探寻γ辐射的危害,为γ辐射生物毒性的防治提供科学依据。方法:用AB系斑马鱼作为生物模型,在斑马鱼胚胎发育至5.5小时的时候对其用生物辐照仪进行不同辐照剂量的辐照,同剂量率的情况下累积剂量分别为0 Gy、0.01 Gy、0.1 Gy、1.0 Gy。于不同水平下观察辐射的生物学效应。1.形态学观察:显微镜下胚胎大体形态学观察,并且计算统计72 hpf胚胎存活率、孵化率和畸形率;2.行为学指标监测:使用斑马鱼行为记录仪在幼鱼5 dpf时进行活动行为观测,记录分析其活动振幅、时相、行为周期;3.褪黑素检测:使用ELISA试剂盒于一天中不同时刻检测72 hpf胚胎褪黑素浓度;4.生物节律重点基因mRNA表达水平检测:RT-PCR技术检测不同剂量组的斑马鱼胚胎生物节律重点基因mRNA表达;5.CLOCK蛋白表达检测:Western blot检测不同剂量辐照下斑马鱼胚胎CLOCK蛋白表达。结果:1.使用生物辐照仪,以0 Gy、0.01 Gy、0.1 Gy、1.0 Gy剂量的γ辐射分别对发育至5.5小时的斑马鱼胚胎进行辐照后,于72 hpf时收集斑马鱼胚胎,在荧光正置显微镜下观察,进行统计和拍照。结果显示:0.1 Gy和1.0 Gy辐照下的72 hpf斑马鱼胚胎死亡率升高,0.1 Gy剂量组的斑马鱼胚胎孵化率有明显上升,而在1.0 Gy辐照下的斑马鱼胚胎畸形率有所上升,但表现为轻型症状包括尾部脊柱的弯曲和卵黄囊肿胀等。2.以0 Gy、0.01 Gy、0.1 Gy、1.0 Gy、的γ辐射分别对发育至5.5小时的斑马鱼胚胎进行辐照后,在斑马鱼幼鱼发育至5 dpf时进行收集,运用斑马鱼行为记录仪对斑马鱼幼鱼的活动振幅、时相、行为周期进行观测统计。结果显示:0.1 Gy和1.0 Gy剂量组的斑马鱼活动振幅降低、时相前移和周期缩短。3.以0 Gy、0.01 Gy、0.1 Gy、1.0 Gy的γ辐射分别对发育至5.5小时的斑马鱼胚胎进行辐照后,在不同时间点T0、T6、T12、T18分别收集发育至72 hpf的斑马鱼胚胎,每组40枚在破碎离心后使用ELISA试剂盒进行褪黑素浓度检测。结果显示:当辐射的剂量到0.1Gy和1.0 Gy时,会导致各时间点的斑马鱼胚胎的褪黑素分泌减少,也就是说一定剂量的辐照会使斑马鱼胚胎的褪黑素分泌减少,这个效果在全天不同时间都存在,并在辐照剂量为0.1 Gy和1.0 Gy时更为显着,并且减少幅度在一天中褪黑素分泌最为旺盛的晚上零点达到最高。4.以0 Gy、0.01 Gy、0.1 Gy、1.0 Gy的γ辐射分别对发育至5.5小时的斑马鱼胚胎进行辐照后,收集发育至72 hpf的斑马鱼胚胎,运用RT-PCR技术对斑马鱼胚胎arntl1（bmal1）、clock1a、per1b、per2、cry2、nrld2a和arntl1a的mRNA表达水平进行检测。结果显示:arntl1（bmal1）、clock1a和per1b的表达在1.0 Gy剂量的辐照下存在明显的上调,per2和cry2的表达在0.1 Gy剂量的辐照下存在明显的下调,且cry2在0.01 Gy剂量的辐照下就已存在下调的的情况,而nrld2a和arntl1a在各剂量下都没有明显的表达变化。5.以0 Gy、0.01 Gy、0.1 Gy、1.0 Gy的γ辐射分别对发育至5.5小时的斑马鱼胚胎进行辐照,在72 hpf收集各组斑马鱼胚胎,通过Western blot技术对胚胎中CLOCK蛋白的表达情况进行检测。结果显示:在0.1 Gy和1.0 Gy组的斑马鱼胚胎CLOCK蛋白表达量上调。结论:1.0.1 Gy和1.0 Gy剂量的γ辐射对斑马鱼胚胎造成确切损伤,但引起的轻微畸形或许不是死亡率增加的主要原因。2.0.1 Gy剂量的γ辐射会促进斑马鱼胚胎的孵化,低剂量的辐射应激效应能有效刺激生命过程,但这也会导致微观上的各种损害。3.1.0 Gy剂量的γ辐照会引起部分时钟基因和蛋白表达上调,影响褪黑素分泌直接导致斑马鱼行为节律紊乱,对机体健康造成损害。4.生物钟核心环路上的不同基因对γ辐射具有不同的敏感性。
二、水的一些特殊性质及对生物体的意义（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、水的一些特殊性质及对生物体的意义（论文提纲范文）
（1）海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩写和符号清单 |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 海河干流水环境质量状况及其富营养化特征 |
| 2.1.1 海河干流基本情况 |
| 2.1.2 海河干流富营养化状况 |
| 2.2 水华暴发特征及其影响因素 |
| 2.2.1 水华的定义和危害 |
| 2.2.2 水华暴发特征 |
| 2.2.3 水华暴发的影响因素 |
| 2.2.4 同位素技术在水华暴发中的应用 |
| 2.3 水华暴发过程对水体DOM的影响 |
| 2.3.1 天然水体中DOM的环境意义 |
| 2.3.2 水华暴发对水体中DOM的影响 |
| 2.4 水华暴发的控制措施 |
| 2.4.1 外源控制 |
| 2.4.2 水体修复 |
| 2.4.3 应急处置 |
| 2.4.4 调水调控 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究内容 |
| 3.2 技术路线 |
| 3.3 试剂及仪器 |
| 3.4 研究方法 |
| 3.4.1 研究区域 |
| 3.4.2 采样点布设和样品采集 |
| 3.4.3 样品测试与分析 |
| 3.4.4 浮游生物样品分离及分析 |
| 3.4.5 营养状态评价 |
| 3.4.6 质量控制与数据处理 |
| 3.5 数据分析及评价模型 |
| 3.5.1 主成分分析 |
| 3.5.2 Tucker3模型 |
| 3.5.3 多元直接梯度分析 |
| 3.5.4 相关性分析 |
| 3.5.5 多元回归分析 |
| 3.5.6 BLM模型 |
| 4 海河干流水华暴发特征 |
| 4.1 海河干流水质现状 |
| 4.2 水华暴发过程中水体理化特征分析 |
| 4.2.1 海河沿程COD_(Cr)浓度变化特征 |
| 4.2.2 海河沿程N污染物浓度变化特征 |
| 4.2.3 海河沿程P污染物浓度变化特征 |
| 4.2.4 海河沿程Chla浓度变化特征 |
| 4.2.5 海河沿程DO浓度、ORP值、SAL值等变化特征 |
| 4.2.6 海河营养状态 |
| 4.2.7 水华暴发前后短期水体理化性质的变化特征 |
| 4.3 海河干流浮游植物种类组成及特征分析 |
| 4.3.1 浮游植物种类组成 |
| 4.3.2 浮游植物种类的时空变化特征 |
| 4.4 海河干流浮游植物生物量特征分析 |
| 4.4.1 浮游植物丰度的时空变化特征 |
| 4.4.2 蓝藻相对丰度的时空变化特征 |
| 4.5 海河干流浮游植物优势种分布情况 |
| 4.6 海河干流浮游植物多样性情况 |
| 4.7 小结 |
| 5 影响藻类生长的因素分析 |
| 5.1 水环境分析 |
| 5.1.1 Tucker3模型分析 |
| 5.1.2 浮游植物种群与环境因素相关性分析 |
| 5.2 藻类生长模型研究 |
| 5.2.1 TN、TP浓度与藻类生长关系模型构建 |
| 5.2.2 N/P值与藻类生长关系模型构建 |
| 5.3 Chla与水质因子回归分析 |
| 5.3.1 Chla浓度的时空分布 |
| 5.3.2 Chla浓度与水质因子的相关分析 |
| 5.3.3 多元回归分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 海河干流水华暴发与N、P的相互作用 |
| 6.1 水华暴发期间N和P的形态组成特征 |
| 6.2 水华暴发期间N的同位素组成特征 |
| 6.3 基于同位素示踪的水华暴发期间N的转化特征 |
| 6.4 水华暴发对水体中N的控制作用及贡献率 |
| 6.5 小结 |
| 7 海河干流水华暴发对水体DOM及重金属生物有效性的影响 |
| 7.1 水华暴发过程中水体理化性质及DOM变化特征 |
| 7.2 水华暴发期间DOM分子量变化特征 |
| 7.3 水华暴发期间DOM性状变化对Cu~(2+)和Zn~(2+)结合的影响 |
| 7.4 海河干流水华暴发对水体中Cu和Zn生物有效性的影响 |
| 7.4.1 水华暴发对水体中Cu和Zn的形态影响 |
| 7.4.2 水华暴发对水体中Cu和Zn的生物有效性预测 |
| 7.4.3 水华暴发对水体中Cu环境基准值的影响 |
| 7.5 小结 |
| 8 结论与建议 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 建议 |
| 8.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（2）基于化学键制备润滑涂层及其表面物质传输的研究（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 润滑表面 |
| 1.1.1 润滑表面的发展 |
| 1.1.2 润滑表面的种类 |
| 1.1.3 润滑表面的制备方法 |
| 1.1.4 理论部分 |
| 1.2 操控物质传输的方法 |
| 1.2.1 磁场驱动 |
| 1.2.2 电场驱动 |
| 1.2.3 温度驱动 |
| 1.2.4 光学驱动 |
| 1.2.5 物理力驱动 |
| 1.3 物质传输的领域 |
| 1.3.1 气体或液体运输 |
| 1.3.2 液体收集 |
| 1.3.3 微流控芯片 |
| 1.3.4 生物传感器 |
| 1.3.5 物质抗污 |
| 1.4 本论文的主要研究工作 |
| 第二章 润滑剂与粘附剂协同抗污涂层及其减阻与抗污性能的研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.2 实验内容 |
| 2.3 SLACC涂层的制备与表征 |
| 2.3.1 聚多巴胺表面修饰功能分子构筑润滑涂层的制备 |
| 2.3.2 聚多巴胺表面修饰功能分子构筑润滑涂层 |
| 2.3.3 聚多巴胺分子与功能分子空间上的分布关系 |
| 2.3.4 在不同表面上修饰SLACC涂层 |
| 2.4 SLACC涂层的抗污性能 |
| 2.4.1 抗纳米颗粒液体污染 |
| 2.4.2 抗血液污染 |
| 2.4.3 抗小球藻的粘附 |
| 2.4.4 抗Hela细胞的粘附 |
| 2.4.5 抗蚂蚁的粘附 |
| 2.4.6 抗蜗牛的粘附 |
| 2.5 抗污性能的稳定性 |
| 2.5.1 紫外辐射破坏 |
| 2.5.2 冷冻破坏 |
| 2.5.3 鼓风干燥破坏 |
| 2.5.4 切割破坏 |
| 2.5.5 砂纸磨损破坏 |
| 2.5.6 高离心力破坏 |
| 2.6 SLACC涂层的导航性能 |
| 2.6.1 九宫格图案 |
| 2.6.2 双“Z”型路线 |
| 2.6.3 双“Y”型路线 |
| 2.6.4 迷宫图案 |
| 2.7 SLACC涂层的减阻性能 |
| 2.7.1 双“Y”层流微流控芯片 |
| 2.7.2 细胞迁移微流控芯片 |
| 2.8 本章小结 |
| 第三章 超润滑表面及其减阻与润滑性能的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 实验内容 |
| 3.3 润滑涂层的制备与表征 |
| 3.3.1 单宁酸包覆颗粒修饰功能分子构筑润滑涂层的设计 |
| 3.3.2 液体与TA-PDMS涂层的固液界面关系 |
| 3.3.3 不同尺度颗粒对TA-PDMS涂层的影响 |
| 3.3.4 不同基底对TA-PDMS涂层的润滑性 |
| 3.3.5 TA-PDMS涂层的物质运输研究 |
| 3.3.6 TA-PDMS涂层对蚂蚁的运动影响 |
| 3.4 TA-PDMS表面的抗污性能的结果与讨论 |
| 3.4.1 复杂液体的抗污性能 |
| 3.4.2 内窥镜的抗污性能 |
| 3.4.3 蚂蚁的抗污性能 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 毛细管内表面修饰润滑层及其传输性能的研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂与仪器 |
| 4.2.2 实验内容 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同浸润性微米尺度通道的制备及其性质表征 |
| 4.3.2 力学模型拟合微米尺度通道内液体高度分析 |
| 4.3.3 热力学模型拟合微米尺度通道内液体高度分析 |
| 4.3.4 热力学参数在纳米尺度通道的应用 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 总结 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（3）基于RS-CPE-μ-FTIR的珠江广州河段微塑料污染风险评估研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 微塑料污染 |
| 1.1.1 微塑料来源及分布情况 |
| 1.1.2 微塑料对生物体及人体的影响 |
| 1.2 微塑料分析检测及前处理方法的研究进展 |
| 1.2.1 微塑料分析检测方法的研究进展 |
| 1.2.2 微塑料前处理方法的研究进展 |
| 1.3 微塑料风险评估的研究进展 |
| 1.4 本课题的研究意义与内容 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第二章 快速协同浊点萃取-显微红外光谱联用检测环境样品中的4种微塑料 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验主要仪器 |
| 2.1.2 实验主要试剂 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.1.4 环境样品的制备 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 仪器条件优化 |
| 2.2.2 RS-CPE条件优化 |
| 2.2.3 方法学特征 |
| 2.2.4 方法实际应用 |
| 2.2.5 与其他方法的比较 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 基于RS-CPE-μ-FTIR的珠江广州河段表层水微塑料污染风险评估研究 |
| 3.1 实验部分 |
| 3.1.1 研究区域 |
| 3.1.2 实验主要试剂及仪器 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.1.4 风险评估方法 |
| 3.1.5 数据分析及绘图 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 微塑料丰度及分布 |
| 3.2.2 微塑料表征 |
| 3.2.3 风险评估 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 基于RS-CPE-μ-FTIR的珠江广州河段沉积物微塑料污染风险评估研究 |
| 4.1 实验部分 |
| 4.1.1 研究区域 |
| 4.1.2 实验主要试剂及仪器 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.1.4 风险评估方法 |
| 4.1.5 数据分析及绘图 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 微塑料丰度及分布 |
| 4.2.2 微塑料表征 |
| 4.2.3 风险评估 |
| 4.3 表层水及沉积物微塑料污染综合分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
（4）磷酸三（1,3-二氯-2-丙基）酯诱导秀丽隐杆线虫衰老效应及健康风险分子机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 TDCPP概述 |
| 1.2.1 TDCPP的理化性质 |
| 1.2.2 TDCPP的生产及应用 |
| 1.2.3 TDCPP的立法及监管措施 |
| 1.3 TDCPP的环境赋存及生物暴露 |
| 1.3.1 TDCPP在灰尘中赋存现状 |
| 1.3.2 TDCPP在空气中赋存现状 |
| 1.3.3 TDCPP在水环境中赋存现状 |
| 1.3.4 TDCPP在土壤中赋存现状 |
| 1.3.5 TDCPP在沉积物中赋存现状 |
| 1.3.6 TDCPP在生物体赋存现状 |
| 1.3.7 TDCPP人体暴露情况 |
| 1.4 TDCPP的毒理学效应及分子机制 |
| 1.4.1 急性毒性 |
| 1.4.2 神经毒性 |
| 1.4.3 内分泌干扰效应 |
| 1.4.4 发育毒性 |
| 1.4.5 生殖毒性 |
| 1.4.6 肝肾毒性 |
| 1.5 TDCPP对人体健康风险 |
| 1.5.1 TDCPP对人体细胞的毒性效应及作用机制 |
| 1.5.2 TDCPP人群暴露健康风险 |
| 1.6 环境污染物暴露的衰老效应及分子作用机制 |
| 1.6.1 氧化自由基损伤机制 |
| 1.6.2 胰岛素/胰岛素样生长因子-1信号通路机制 |
| 1.6.3 进食限制延缓衰老机制 |
| 1.7 研究目的和意义 |
| 1.8 研究内容 |
| 1.9 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 秀丽隐杆线虫品系及菌株 |
| 2.1.2 人体正常肝细胞 |
| 2.2 实验药品 |
| 2.3 实验仪器 |
| 2.4 主要培养基及溶液配制 |
| 2.4.1 主要溶液配制 |
| 2.4.2 培养基配制 |
| 2.5 实验方法 |
| 2.5.1 TDCPP溶液配制 |
| 2.5.2 E.coli OP50的培养和冻存 |
| 2.5.3 线虫冻存、复苏、培养及同步化 |
| 2.5.4 线虫暴毒 |
| 2.5.5 细胞复苏、冻存及传代 |
| 2.5.6 细胞暴毒 |
| 2.6 测试方法 |
| 2.6.1 秀丽隐杆线虫TDCPP外暴露和内暴露定量检测 |
| 2.6.2 秀丽隐杆线虫生理指标测定 |
| 2.6.3 秀丽隐杆线虫生化指标测定 |
| 2.6.4 秀丽隐杆线虫有参转录组mRNA测序 |
| 2.6.5 秀丽隐杆线虫有参转录组Small RNA测序及数据分析 |
| 2.6.6 mRNA基因表达测定 |
| 2.6.7 miRNA基因表达的测定 |
| 2.6.8 人体肝细胞L02蛋白表达测定 |
| 2.6.9 同源建模及分子对接 |
| 2.7 数据分析 |
| 第3章 多场景TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫的毒性效应 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 多场景TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫发育行为的影响 |
| 3.2.2 多场景TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫繁殖行为的影响 |
| 3.2.3 多场景TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫运动行为的影响 |
| 3.2.4 多场景TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫寿命的影响 |
| 3.2.5 多场景TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫肠道通透性的影响 |
| 3.2.6 多场景TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫氧化应激水平的影响 |
| 3.2.7 多场景TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫细胞凋亡水平的影响 |
| 3.2.8 多场景TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫脂褐素水平的影响 |
| 3.2.9 秀丽隐杆线虫内暴露水平分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 TDCPP暴露诱导氧化自由基损伤机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫脂质过氧化水平的影响 |
| 4.2.2 氧化应激水平对脂质过氧化累积的影响 |
| 4.2.3 TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫整体基因表达的影响 |
| 4.2.4 差异表达基因功能富集分析—GO分析 |
| 4.2.5 差异表达基因功能富集分析—KEGG分析 |
| 4.2.6 谷胱甘肽S-转移酶差异基因表达验证 |
| 4.2.7 谷胱甘肽S-转移酶在衰老过程中的作用 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 TDCPP暴露干扰非常规Insulin/IGF-1信号通路 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 Insulin/IGF-1信号通路关键基因转录情况 |
| 5.2.2 DAF-18对秀丽隐杆线虫运动行为的影响 |
| 5.2.3 DAF-18对秀丽隐杆线虫寿命的影响 |
| 5.2.4 TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫磷脂酰肌醇-3,4,5-三磷酸的影响 |
| 5.2.5 TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫DAF-16::GFP核质定位水平的影响 |
| 5.2.6 DAF-16/FoxO对秀丽隐杆线虫运动行为的影响 |
| 5.2.7 DAF-16/FoxO对秀丽隐杆线虫寿命的影响 |
| 5.2.8 非常规Insulin/IGF-1信号通路中关键指标相关性分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 TDCPP暴露诱导miR-48/84抑制寿命中心因子 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 秀丽隐杆线虫Small RNA测序分析 |
| 6.2.2 TDCPP暴露对秀丽隐杆线虫整体miRNA差异表达分析 |
| 6.2.3 差异表达miRNA靶基因注释及富集分析 |
| 6.2.4 Small RNA测序中寿命相关显着富集通路 |
| 6.2.5 寿命调节关键miRNA确认及表达验证 |
| 6.2.6 TDCPP与cel-miR-48-5p/cel-miR-84-5p三维建模及分子对接 |
| 6.2.7 miR-48和miR-84对寿命调节的关键作用 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 TDCPP暴露诱导衰老分子机制的物种间同源性 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 非常规Insulin/IGF-1信号通路同源基因在L02细胞中的表达 |
| 7.2.2 L02细胞中非常规Insulin/IGF-1信号通路蛋白表达 |
| 7.2.3 多物种IGF1R蛋白同源建模 |
| 7.2.4 TDCPP与多物种IGF1R蛋白分子对接分析 |
| 7.2.5 多物种PTEN蛋白同源建模 |
| 7.2.6 TDCPP和多物种PTEN蛋白分子对接分析 |
| 7.3 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间发表论文情况 |
| 攻读博士学位期间获奖情况 |
| 攻读博士学位期间参加学术会议情况 |
（5）纳米金属氧化物材料的环境影响 ——毒性及食物链传递（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 概况 |
| 1.1 环境中的纳米材料 |
| 1.1.1 纳米材料的应用现状 |
| 1.1.2 纳米材料环境风险 |
| 1.2 生物监测及卤虫 |
| 1.2.1 卤虫的生物学特征 |
| 1.2.2 卤虫毒性实验的优点 |
| 1.3 纳米材料在食物链中的传递 |
| 1.4 角毛藻对纳米金属的吸附吸收 |
| 1.5 本研究的设计思路和研究目的 |
| 第2章 Nano-CuO对卤虫的毒性及在食物链中的传递 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验仪器及材料 |
| 2.1.2 F/2培养基的配置 |
| 2.1.3 人工海水的配置 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 卤虫休眠卵的孵化 |
| 2.2.2 卤虫二期无节幼体的获得 |
| 2.2.3 Nano-CuO及Cu~(2+)对卤虫急性毒性实验 |
| 2.2.4 角毛藻对Nano-CuO的吸附实验 |
| 2.2.5 Nano-CuO在食物链中的传递实验 |
| 2.2.6 透射电镜样品前处理 |
| 2.2.7 透射电镜观察 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 受试卤虫的选择 |
| 2.3.2 Nano-CuO及Cu~(2+)对卤虫毒性实验 |
| 2.3.3 角毛藻对Nano-CuO的吸附吸收 |
| 2.3.4 Nano-CuO在食物链中的传递 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 Nano-NiO对卤虫的毒性及在食物链中的传递 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 卤虫休眠卵的孵化 |
| 3.2.2 卤虫二期无节幼体的获得 |
| 3.2.3 Nano-NiO及Ni~(2+)对卤虫的急性毒性实验 |
| 3.2.4 角毛藻对Nano-NiO的吸附实验 |
| 3.2.5 透射电镜样品前处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 Nano-NiO及Ni~(2+)对卤虫毒性实验 |
| 3.3.2 Nano-NiO在食物链中的传递 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 Nano-ZnO对卤虫的毒性及在食物链中的传递 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 卤虫休眠卵的孵化 |
| 4.2.2 卤虫二期无节幼体的获得 |
| 4.2.3 Nano-ZnO及Zn~(2+)对卤虫的急性毒性实验 |
| 4.2.4 角毛藻对Nano-ZnO的吸附实验 |
| 4.2.5 透射电镜样品前处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Nano-ZnO及Zn~(2+)对卤虫毒性实验 |
| 4.3.2 Nano-ZnO在食物链中的传递 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 Nano-Cr_2O_3对卤虫的毒性及在食物链中的传递 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 卤虫休眠卵的孵化 |
| 5.2.2 卤虫二期无节幼体的获得 |
| 5.2.3 Nano-Cr_2O_3及Cr~(3+)对卤虫急性毒性实验 |
| 5.2.4 角毛藻对Nano-Cr_2O_3的吸附实验 |
| 5.2.5 透射电镜样品前处理 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 Nano-Cr_2O_3及C~(3+)对卤虫毒性实验 |
| 5.3.2 Nano-Cr_2O_3在食物链中的传递 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 结果与讨论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 存在的问题和展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（6）纳米颗粒物对典型农药在土壤-植物中迁移和生物有效性的影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 术语与缩略语表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 纳米颗粒物简介 |
| 1.1.1 纳米材料概述 |
| 1.1.2 人工纳米颗粒物在植物体内的富集、迁移及毒性效应 |
| 1.2 农药简介 |
| 1.2.1 农药的分类 |
| 1.2.2 农药的危害 |
| 1.2.3 典型农药的研究进展 |
| 1.3 污染物的生物有效性简介 |
| 1.4 国内外研究现状 |
| 1.4.1 纳米颗粒物对有机污染物的吸附行为研究 |
| 1.4.2 有机污染物在植物体内的富集、迁移研究 |
| 1.4.3 纳米颗粒物对农药在土壤-植物中迁移影响的研究 |
| 1.5 选题背景 |
| 1.6 研究目的和意义 |
| 1.7 研究内容、技术路线 |
| 1.7.1 纳米颗粒物对农药在土壤-植物体系迁移的影响 |
| 1.7.2 纳米颗粒物对农药生物有效性的影响研究 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料、仪器和试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 农药在土壤中的吸附实验 |
| 2.2.2 盆栽模拟实验 |
| 2.2.3 人工土壤培养蚯蚓测定生物有效性实验 |
| 2.2.4 样品采集、前处理及测定 |
| 2.2.5 蚯蚓体内各生物标志物的测定 |
| 2.2.6 植物体内金属离子浓度的测定 |
| 2.2.7 蚯蚓体内金属离子浓度的测定 |
| 第三章 纳米颗粒物对农药在土壤植物体系迁移的影响机制研究 |
| 3.1 纳米碳对PCNB在土壤-小白菜中的迁移运转的影响 |
| 3.1.1 引言 |
| 3.1.2 材料与方法 |
| 3.1.3 结果与讨论 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 纳米CuO对联苯菊酯在土壤-油菜中的迁移运转的影响 |
| 3.2.1 引言 |
| 3.2.2 材料与方法 |
| 3.2.3 结果与讨论 |
| 3.2.4 小节 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 典型农药的生物有效性研究 |
| 4.1 五氯硝基苯的生物有效性研究 |
| 4.1.1 引言 |
| 4.1.2 材料与方法 |
| 4.1.3 结果与讨论 |
| 4.1.4 小结 |
| 4.2 甲基立枯磷的生物有效性研究 |
| 4.2.1 引言 |
| 4.2.2 材料与方法 |
| 4.2.3 结果与讨论 |
| 4.2.4 小结 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 纳米颗粒物对农药的生物有效性影响机制研究 |
| 5.1 纳米颗粒物对联苯菊酯生物有效性的影响机制研究 |
| 5.1.1 引言 |
| 5.1.2 材料与方法 |
| 5.1.3 结果与讨论 |
| 5.1.4 小结 |
| 5.2 纳米颗粒物对五氯硝基苯生物有效性的影响机制研究 |
| 5.2.1 引言 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.2.3 结果与讨论 |
| 5.2.4 小结 |
| 5.3 本章总结 |
| 第六章 结论、展望及创新点 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 论文创新点 |
| 6.3 研究中存在的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 发表文章目录 |
| 致谢 |
（7）蛋白巯基/二硫键荧光探针的设计合成及其生物应用研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 生物巯基 |
| 1.2.1 硫元素的常见形式 |
| 1.2.2 小分子巯基 |
| 1.2.3 蛋白巯基 |
| 1.3 环境敏感型荧光探针 |
| 1.3.1 荧光探针的背景与应用 |
| 1.3.2 基于电荷转移 |
| 1.3.3 基于分子内质子转移 |
| 1.3.4 基于构象改变 |
| 1.3.5 基于激基异构化 |
| 1.3.6 基于分子聚集 |
| 1.4 蛋白巯基检测方法汇总 |
| 1.4.1 蛋白巯基检测的传统方法 |
| 1.4.2 蛋白巯基烷基化试剂汇总 |
| 1.4.3 荧光探针检测蛋白巯基 |
| 1.5 蛋白邻二巯基检测方法汇总 |
| 1.5.1 蛋白邻二巯基检测的传统方法 |
| 1.5.2 荧光探针检测蛋白邻二巯基 |
| 1.6 蛋白二硫键检测方法汇总 |
| 1.6.1 蛋白二硫键检测的传统方法 |
| 1.6.2 蛋白二硫键桥接试剂的发展 |
| 1.7 本论文研究思路及主要工作 |
| 参考文献 |
| 第二章 用于检测蛋白巯基的环境敏感型荧光探针的设计合成及其生物应用 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 探针的合成与表征 |
| 2.2.4 实验方法 |
| 2.3 实验结果与讨论 |
| 2.3.1 探针的设计与合成 |
| 2.3.2 探针溶剂依赖的光学性质测定 |
| 2.3.3 通过与蛋白巯基结合来增强发射 |
| 2.3.4 选择性测试 |
| 2.3.5 探针对BSA的时间和浓度依赖测试 |
| 2.3.6 活细胞和活体中蛋白巯基荧光成像 |
| 2.3.7 蛋白巯基荧光标记 |
| 2.3.8 探针FM-red对 Trx氧化还原态的检测 |
| 2.4 总结 |
| 参考文献 |
| 第三章 用于检测蛋白邻二巯基的单砷荧光探针的构建、筛选及其生物应用 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验仪器 |
| 3.2.2 实验试剂 |
| 3.2.3 探针的合成与表征 |
| 3.2.4 实验方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 探针设计与合成 |
| 3.3.2 探针筛选 |
| 3.3.3 探针NEP与 PVD的响应机理探究 |
| 3.3.4 探针NEP与 r BSA的光谱学测试 |
| 3.3.5 探针NEP选择性测试 |
| 3.3.6 活细胞和活体中内源性PVD的荧光成像 |
| 3.4 总结 |
| 参考文献 |
| 第四章 用于检测蛋白二硫键的环境敏感型荧光探针的构建、筛选与生物应用 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验仪器 |
| 4.2.2 实验试剂 |
| 4.2.3 探针的合成与表征 |
| 4.2.4 实验方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 探针的设计与合成 |
| 4.3.2 探针筛选 |
| 4.3.3 探针S6对BSA的时间和浓度依赖测试 |
| 4.3.4 通过与蛋白二硫键结合来增强发射 |
| 4.3.5 选择性测试 |
| 4.3.6 蛋白二硫键标记 |
| 4.3.7 活细胞和活体中蛋白二硫键荧光成像 |
| 4.4 结论 |
| 参考文献 |
| 第五章 基于聚集诱导发射机理的新颖蛋白邻二巯基/二硫键荧光探针的设计合成 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 基于AIE机理的蛋白邻二巯基荧光探针 |
| 5.2.1 实验仪器 |
| 5.2.2 实验试剂 |
| 5.2.3 探针的合成与表征 |
| 5.2.4 实验方法 |
| 5.2.5 实验结果与讨论 |
| 5.3 基于AIE机理的蛋白二硫键荧光探针 |
| 5.3.1 实验仪器与试剂 |
| 5.3.2 探针的合成与表征 |
| 5.3.3 实验方法 |
| 5.3.4 实验结果与讨论 |
| 5.4 总结 |
| 参考文献 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 6.2.1 新颖的单砷荧光探针的设计 |
| 6.2.2 特异性识别蛋白次磺酸荧光探针的设计 |
| 6.2.3 检测含有活性巯基酶类荧光探针的设计 |
| 参考文献 |
| 部分化合物谱图 |
| 在学期间科研成果 |
| 致谢 |
（8）几种香豆素类荧光探针用于锌离子和活性硫的检测及成像研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 荧光探针的阐述 |
| 1.1.1 荧光的概述 |
| 1.1.2 荧光探针的概念和组成 |
| 1.1.3 荧光探针的种类 |
| 1.2 香豆素荧光染料简介 |
| 1.3 检测锌离子(Zn~(2+))的香豆素类荧光探针的背景与发展现状 |
| 1.3.1 检测Zn~(2+)的背景意义 |
| 1.3.2 检测Zn~(2+)的香豆素类荧光探针的发展现状 |
| 1.4 检测半胱氨酸(Cys)的香豆素类荧光探针的背景与发展现状 |
| 1.4.1 检测Cys的背景意义 |
| 1.4.2 检测Cys的香豆素类荧光探针发展现状 |
| 1.5 检测二氧化硫衍生物亚硫酸根(SO_3~(2-))和亚硫酸氢根(HSO_3~-)的香豆素类荧光探针的背景与发展现状 |
| 1.5.1 检测SO_2的背景意义 |
| 1.5.2 检测SO_3~(2-)的香豆素类荧光探针的发展现状 |
| 1.5.3 检测HSO_3~-的香豆素类荧光探针的发展现状 |
| 1.6 本文研究思路 |
| 第2章 锌离子与亚硝酰氢的交互响应信号通路对修复脑损伤的调控 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂材料与仪器 |
| 2.2.2 双光子荧光探针CHP-H和CHP-CH_3的合成 |
| 2.2.3 双光子荧光探针CHP-H和CHP-CH_3的光谱实验 |
| 2.2.4 双光子荧光探针CHP-H和CHP-CH_3的细胞毒性实验 |
| 2.2.5 细胞培养和成像实验 |
| 2.2.6 流式细胞实验 |
| 2.2.7 细胞凋亡实验 |
| 2.2.8 细胞I/R实验 |
| 2.2.9 小鼠海马区I/R实验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 双光子荧光探针CHP-H和CHP-CH_3的设计策略 |
| 2.3.2 双光子荧光探针CHP-H和CHP-CH_3的响应机理及验证 |
| 2.3.3 双光子荧光探针CHP-H和CHP-CH_3的紫外可见吸收光谱测试 |
| 2.3.4 双光子荧光探针CHP-H和CHP-CH_3的荧光发射光谱及相关荧光性质测试 |
| 2.3.5 双光子荧光探针CHP-H和CHP-CH_3的细胞毒性 |
| 2.3.6 双光子荧光探针CHP-H在活细胞内对Zn~(2+)成像的普适性研究 |
| 2.3.7 双光子荧光探针CHP-H评估Zn~(2+)与HNO之间相互调控成像的研究 |
| 2.3.8 Zn~(2+)与HNO之间相互调控的细胞凋亡研究 |
| 2.3.9 缺血再灌注过程中HNO调控Zn~(2+)释放的成像研究 |
| 2.3.10 小鼠大脑海马区I/R模型中Zn~(2+)与HNO相互调控的成像研究 |
| 2.4 本章结论 |
| 第3章 半胱氨酸/二氧化硫代谢的信号通路对癫痫发展的调控 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂材料与仪器 |
| 3.2.2 试剂材料与仪器 |
| 3.2.3 双光子荧光探针CUKF的光谱实验 |
| 3.2.4 双光子荧光探针CUKF的细胞毒性实验 |
| 3.2.5 细胞培养和成像实验 |
| 3.2.6 细胞癫痫模型的构建 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 双光子荧光探针CUKF的设计策略 |
| 3.3.2 双光子荧光探针CUKF的响应机理及验证 |
| 3.3.3 双光子荧光探针CUKF的紫外可见吸收光谱测试 |
| 3.3.4 双光子荧光探针CUKF的荧光发射光谱及相关荧光性质测试 |
| 3.3.5 双光子荧光探针CUKF的细胞毒性 |
| 3.3.6 验证双光子荧光探针CUKF在活细胞内对外源性Cys和SO_3~(2-)的成像应用 |
| 3.3.7 双光子荧光探针CUKF在活细胞内监测内源性Cys代谢 |
| 3.3.8 双光子荧光探针CUKF在癫痫活细胞模型内监测内源性Cys代谢 |
| 3.4 本章结论 |
| 第4章 半胱氨酸/亚硫酸氢盐响应的荧光探针开发以及细胞内成像研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂材料与仪器 |
| 4.2.2 荧光探针Cou-F的合成 |
| 4.2.3 荧光探针Cou-F的荧光光谱实验 |
| 4.2.4 荧光探针Cou-F的细胞毒性实验 |
| 4.2.5 细胞培养和成像实验 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 双光子荧光探针CUKF的设计策略 |
| 4.3.2 荧光探针Cou-F的响应机理及验证 |
| 4.3.3 双光子荧光探针Cou-F的荧光发射光谱及相关荧光性质测试 |
| 4.3.4 荧光探针Cou-F的细胞毒性 |
| 4.3.5 荧光探针Cou-F在活细胞内对Cys和HSO_3~-的成像分析 |
| 4.4 本章结论 |
| 第5章 总结与展望 |
| 5.1 论文总结 |
| 5.2 后期展望 |
| 附录A |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的学术论文及研究成果 |
| 致谢 |
（9）锆硅渣吸附水中几种重金属离子和负载纳米TiO2的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 氧氯化锆生产过程副产锆硅渣的性质及综合利用现状 |
| 1.2.1 氧氯化锆生产工艺与锆硅渣的产生 |
| 1.2.2 锆硅渣的组成和性质 |
| 1.2.3 锆硅渣综合利用现状与存在问题 |
| 1.2.3.1 锆硅渣的处理 |
| 1.2.3.2 锆硅渣的综合利用现状及存在问题 |
| 1.3 重金属离子对水体的污染及其治理 |
| 1.3.1 重金属污染物种类和污染现状 |
| 1.3.1.1 污染物种类 |
| 1.3.1.2 污染现状 |
| 1.3.2 重金属离子废水的处理技术 |
| 1.3.2.1 化学沉淀法 |
| 1.3.2.2 离子交换法 |
| 1.3.2.3 电化学法 |
| 1.3.2.4 膜分离法 |
| 1.3.2.5 生物处理法 |
| 1.3.2.6 吸附法 |
| 1.4 纳米TiO_2 光催化剂在水污染治理中的应用 |
| 1.4.1 TiO_2 的结构和性质 |
| 1.4.2 纳米TiO_2 光催化剂去除水中污染物的研究 |
| 1.4.3 矿物负载纳米TiO_2 复合光催化剂的研究 |
| 1.4.3.1 常用的非金属矿物载体 |
| 1.4.3.2 负载纳米TiO_2 用矿物载体的未来发展 |
| 1.5 本论文选题意义及主要研究内容 |
| 第二章 原料、试剂与研究方法 |
| 2.1 原料和试剂 |
| 2.1.1 原料 |
| 2.1.1.1 锆硅渣原料组成和提纯工艺 |
| 2.1.1.2 锆硅渣提纯物的物相和结构特性 |
| 2.1.1.3 颗粒粒度及形态 |
| 2.1.2 试剂 |
| 2.2 仪器和设备 |
| 2.3 技术路线 |
| 2.3.1 ZSR-P吸附水中Pb~(2+)和Cd~(2+) |
| 2.3.2 ZSR-P改性及吸附水中Cr(Ⅵ) |
| 2.3.3 ZSR-P/纳米TiO_2 复合光催化剂的制备 |
| 2.3.4 水泥固化含重金属离子ZSR-P的试验研究 |
| 2.4 测试与表征方法 |
| 2.4.1 水中重金属离子浓度测试 |
| 2.4.1.1 电感耦合等离子体-发射光谱法测定水中Pb~(2+)和Cd~(2+)浓度 |
| 2.4.1.2 二苯碳酰二肼分光光度法测定水中Cr(VI)浓度 |
| 2.4.2 ZSR-P吸附重金属离子吸附效果评价 |
| 2.4.2.1 去除率与吸附量的计算 |
| 2.4.2.2 吸附动力学 |
| 2.4.2.3 等温吸附模型 |
| 2.4.3 ZSR-P改性效果评价 |
| 2.4.3.1 润湿接触角 |
| 2.4.3.2 分散度 |
| 2.4.3.3 表面羟基量测试 |
| 2.4.3.4 Zeta电位测试 |
| 2.4.4 ZSR-P/纳米TiO_2 复合光催化剂性能表征 |
| 2.4.5 材料结构表征和机理研究 |
| 2.4.5.1 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.4.5.2 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.4.5.3 透射电子显微镜(TEM)分析 |
| 2.4.5.4 比表面积分析(BET)分析 |
| 2.4.5.5 X射线光电子能谱仪(XPS)分析 |
| 2.4.5.6 傅里叶红外光谱仪(FTIR)分析 |
| 2.4.5.7 X射线荧光光谱仪(XRF)分析 |
| 第三章 锆硅渣吸附水中Pb~(2+)和Cd~(2+)及其机理研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 锆硅渣吸附水中Pb~(2+)的行为和机理 |
| 3.2.1 吸附过程各因素的影响 |
| 3.2.1.1 溶液pH值的影响 |
| 3.2.1.2 溶液温度的影响 |
| 3.2.1.3 吸附时间的影响 |
| 3.2.1.4 吸附剂用量的影响 |
| 3.2.1.5 Pb~(2+)初始浓度的影响 |
| 3.2.2 锆硅渣吸附水中Pb~(2+)动力学和等温吸附行为 |
| 3.2.2.1 吸附动力学模型 |
| 3.2.2.2 吸附等温线 |
| 3.2.3 锆硅渣吸附水中Pb~(2+)机理研究 |
| 3.2.3.1 Pb~(2+)在ZSR-P颗粒吸附位置分析 |
| 3.2.3.2 锆硅渣吸附Pb~(2+)性质 |
| 3.2.3.3 ZSR-P吸附Pb~(2+)作用模型 |
| 3.3 锆硅渣吸附水中Cd~(2+)的的行为和机理 |
| 3.3.1 吸附过程各因素的影响 |
| 3.3.1.1 溶液温度的影响 |
| 3.3.1.2 吸附时间的影响 |
| 3.3.1.3 吸附剂用量的影响 |
| 3.3.1.4 Cd~(2+)初始浓度的影响 |
| 3.3.1.5 溶液pH值的影响 |
| 3.3.2 锆硅渣吸附水中Cd~(2+)动力学和等温吸附行为 |
| 3.3.2.1 吸附动力学模型 |
| 3.3.2.2 吸附等温线 |
| 3.3.3 锆硅渣吸附Cd~(2+)机理研究 |
| 3.3.3.1 Cd~(2+)在ZSR-P颗粒吸附位置分析 |
| 3.3.3.2 ZSR-P吸附Cd~(2+)的作用性质 |
| 3.3.3.3 ZSR-P吸附Cd~(2+)作用模型 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 锆硅渣表面改性及对水中Cr(Ⅵ)的吸附性能研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 CTAB改性ZSR-P试验研究 |
| 4.2.1 改性条件的影响 |
| 4.2.1.1 温度的影响 |
| 4.2.1.2 pH值的影响 |
| 4.2.1.3 改性时间的影响 |
| 4.2.1.4 改性剂用量的影响 |
| 4.2.2 改性效果和机理 |
| 4.2.2.1 改性ZSR-P的表面ζ电位及对吸附Cr(Ⅵ)的影响 |
| 4.2.2.2 改性ZSR-P表面羟基数测试 |
| 4.2.2.3 CTAB改性ZSR-P的作用机理 |
| 4.3 改性ZSR-P吸附水中Cr(Ⅵ)的研究 |
| 4.3.1 吸附工艺参数的影响和吸附效果 |
| 4.3.1.1 改性ZSR-P用量的影响 |
| 4.3.1.2 溶液温度的影响 |
| 4.3.1.3 溶液pH值的影响 |
| 4.3.1.4 吸附时间的影响 |
| 4.3.1.5 Cr(Ⅵ)初始浓度的影响 |
| 4.3.2 改性ZSR-P吸附Cr(Ⅵ)动力学和等温吸附行为 |
| 4.3.2.1 吸附动力学模型 |
| 4.3.2.2 吸附等温线 |
| 4.3.3 CTAB改性ZSR-P吸附Cr(Ⅵ)机理研究 |
| 4.3.3.1 吸附位置分析 |
| 4.3.3.2 与Cr(Ⅵ)自身沉淀的对比 |
| 4.3.3.3 N_2 吸附-脱附等温线的对比 |
| 4.3.3.4 红外光谱分析 |
| 4.3.3.5 XPS的对比 |
| 4.3.3.6 作用模型 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 锆硅渣负载纳米TiO_2 复合光催化剂的制备与表征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 溶胶-凝胶法制备ZSR-P/纳米TiO_2 复合光催化剂试验研究 |
| 5.2.1 制备工艺因素的影响 |
| 5.2.1.1 TBOT添加量的影响 |
| 5.2.1.2 乙醇与水比例的影响 |
| 5.2.1.3 搅拌时间的影响 |
| 5.2.1.4 焙烧温度的影响 |
| 5.2.1.5 焙烧时间的影响 |
| 5.2.2 ZSR-P/TiO_2 复合光催化剂降解甲基橙性能研究 |
| 5.2.2.1 ZSR-P/TiO_2 不同用量下的降解效果 |
| 5.2.2.2 不同甲基橙浓度下的降解效果 |
| 5.2.2.3 复合光催化剂循环次数的影响 |
| 5.3 ZSR-P/TiO_2 复合光催化剂的组分与结构 |
| 5.3.1 物相和化学组成 |
| 5.3.2 SEM和 TEM分析 |
| 5.3.3 N_2 吸附-脱附曲线和孔结构变化 |
| 5.4 ZSR-P负载纳米TiO_2 性质和机理研究 |
| 5.4.1 红外光谱分析 |
| 5.4.2 XPS分析 |
| 5.4.3 ZSR-P负载纳米TiO_2 作用的机理 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 ZSR-P水泥固化及对重金属离子的稳定行为 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 ZSR-P水泥固化体中重金属离子的浸出行为 |
| 6.2.1 中性浸出液中重金属离子的浸出 |
| 6.2.2 酸性浸出液中重金属离子的浸出 |
| 6.3 ZSR-P水泥固化体的力学性能 |
| 6.3.1 ZSR-P水泥固化体的抗压强度 |
| 6.3.2 ZSR-P水泥固化体的抗折强度 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（10）γ辐射对斑马鱼胚胎生物节律的影响（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 主要英文缩略语索引 |
| 第1章 前言 |
| 1.1 电离辐射的研究现状 |
| 1.2 生物节律的研究现状 |
| 1.3 斑马鱼在生物医学研究中的应用 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 第3章 实验结果 |
| 3.1 γ辐射对斑马鱼胚胎生命功能的影响 |
| 3.2 γ辐射对斑马鱼胚胎行为节律的影响 |
| 3.3 γ辐射对斑马鱼胚胎褪黑素分泌的影响 |
| 3.4 γ辐射对斑马鱼胚胎时钟基因mRNA表达的影响 |
| 3.5 γ辐射对斑马鱼胚胎时钟蛋白CLOCK表达的影响 |
| 第4章 讨论 |
| 第5章 结论 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 论文发表与申请参与的科研项目 |
| 致谢 |
四、水的一些特殊性质及对生物体的意义（论文参考文献）
- [1]海河干流水华暴发特征及对DOM和重金属生物有效性的影响[D]. 李安定. 北京科技大学, 2021(08)
- [2]基于化学键制备润滑涂层及其表面物质传输的研究[D]. 王大贵. 中国地质大学, 2021(02)
- [3]基于RS-CPE-μ-FTIR的珠江广州河段微塑料污染风险评估研究[D]. 刘炜婷. 广东药科大学, 2021(02)
- [4]磷酸三（1,3-二氯-2-丙基）酯诱导秀丽隐杆线虫衰老效应及健康风险分子机制[D]. 王晨. 华东理工大学, 2020(08)
- [5]纳米金属氧化物材料的环境影响 ——毒性及食物链传递[D]. 仲昭宇. 扬州大学, 2020(01)
- [6]纳米颗粒物对典型农药在土壤-植物中迁移和生物有效性的影响机制研究[D]. 李明. 中国科学院大学(中国科学院东北地理与农业生态研究所), 2020(05)
- [7]蛋白巯基/二硫键荧光探针的设计合成及其生物应用研究[D]. 胡国栋. 兰州大学, 2020(06)
- [8]几种香豆素类荧光探针用于锌离子和活性硫的检测及成像研究[D]. 李明顺. 曲阜师范大学, 2020(02)
- [9]锆硅渣吸附水中几种重金属离子和负载纳米TiO2的研究[D]. 陈婉婷. 中国地质大学(北京), 2020(08)
- [10]γ辐射对斑马鱼胚胎生物节律的影响[D]. 毛亮. 南华大学, 2020