一、黄河水中丙氨酸对铅(Ⅱ)与表层沉积物相互作用的影响（论文文献综述）
滕佳[1]（2021）在《莱州湾微塑料污染特征及其对典型双壳贝类生态毒性效应研究》文中认为微塑料在海洋环境中无处不在,且由于其体积较小,可被多种海洋生物摄取,从而对海洋生物造成不利影响。因此,微塑料污染已引起世界各国越来越多的关注。据以往研究报道,我国沿海地区微塑料污染较严重,其中渤海尤为突出。然而,渤海区域微塑料污染特征尚未完全揭示。莱州湾是渤海的一个典型海湾,湾内河流众多,包括中国第二大河——黄河等20余条河流。莱州湾周边快速的城市化和工业化发展,以及大规模筏式水产养殖和温室蔬菜种植基地,导致各种污染物大量输入。由于微塑料体积小且可获得性高,因此会与海洋生物发生相互作用。目前,有很多室内暴露实验研究海洋环境中微塑料的生物可利用性,探讨微塑料对海洋生物的潜在影响。然而,多数暴露实验使用球形、单一聚合物和尺寸精确的商品化微塑料,并且所选择的暴露浓度通常远高于沿海水域中实际的微塑料浓度。此外,这些研究中使用的微塑料粒径小于野外环境中的实际样品,且未考虑环境微塑料样品通常以不同的尺寸存在。近年来,由于海洋双壳类生物广泛存在,且具有较强的滤水性和可食用等特点,其富集微塑料的问题受到人们的广泛关注。前期研究已经证实了微塑料在世界各地双壳类动物中的富集及其对这些生物的潜在毒性。然而,目前还缺乏对不同生态位的双壳类动物暴露于微塑料的比较研究。因此,本研究首先调查了莱州湾58个站位的表层水和沉积物、31个站位的鱼类以及养殖长牡蛎（Crassostrea gigas）、菲律宾蛤仔（Ruditapes philippinarum）和栉孔扇贝（Chlamys farreri）中的微塑料污染。然后以长牡蛎、菲律宾蛤仔和栉孔扇贝为研究对象,探讨了典型微塑料（聚乙烯（PE）和聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET））的两种浓度（10和1000μg/L）对双壳贝类的毒性效应及其作用机制,并运用综合生物标志物响应指数法（IBR）和证据权重（WOE）模型评估了微塑料对双壳贝类的潜在毒性风险。此外,利用代谢组和蛋白质组技术,分析了牡蛎消化腺组织对微塑料的响应情况,从分子水平上提供了PE和PET微塑料对牡蛎的毒性效应。研究结果如下:（1）微塑料在莱州湾分布广泛,形状以纤维为主。无论在表层水或沉积物中,微塑料的丰度在不同地区之间均无显着差异,表明海湾中存在多种微塑料污染源。空间热点（Getis-Ord Gi*）分析表明,微塑料污染主要集中在莱州-潍坊地区,而该地区又主要受洋流动态的影响。虽然沉积物中微塑料的空间分布与表层水不同,但也受到地形、水文和人类活动的影响。表层水中最常见的聚合物为PET,而在沉积物中则为玻璃纸（CP）,这表明这些微塑料具有不同的沉降过程。低密度微塑料（PE和聚丙烯（PP））在表层水中的比例约为19.9%,但这些微塑料在沉积物中仅占约1.7%,表明低密度微塑料颗粒能够迁移至外海。微塑料在表层水、沉积物和鱼类之间的形状、大小和聚合物类型上存在显着差异（p<0.05）。聚类分析表明,孤东、黄河口和莱州-潍坊地区是微塑料的三个来源地,微塑料可能来源于河流输入、塑料回收和海洋筏式养殖。此外,远岸站点的沉积物中微塑料多样性更高,表明这些站点接收的微塑料有多个来源。本研究中,微塑料丰度在双壳贝类中存在较大差异,菲律宾蛤仔是单位重量软组织中微塑料丰度最高的物种,而牡蛎是单位个体中微塑料丰度最高的物种。造成这种现象的原因可能与生物个体大小、摄食机制以及环境中微塑料污染程度有关。本研究结果揭示了莱州湾微塑料污染的特征,将为该海域微塑料污染的风险评估和源头控制提供重要数据支撑。（2）在本研究中,在两种暴露浓度下,在长牡蛎的鳃和消化腺组织中均观察到了PE和PET微塑料的富集,证实了生物体对微塑料的摄入。PE和PET微塑料暴露后,牡蛎的摄食率和呼吸率下降,并诱导了氧化应激。此外,PE和PET微塑料都抑制了牡蛎的脂质代谢,而能量代谢酶的活性则被激活。同时,还观察到暴露的牡蛎出现消化管坏死、组织间质减少以及鳃丝上皮细胞溶解、鳃尖上皮细胞瓦解等组织病理学损伤。综合生物标志物反应（IBR）和证据权重（WOE）模型结果均表明,微塑料毒性随着浓度的增加而增大,且PET微塑料对牡蛎的毒性作用大于PE微塑料。研究结果可为揭示环境相关浓度微塑料对海洋双壳类动物的影响提供新认识,为评估现实条件下微塑料的生态风险提供数据支撑。（3）代谢组学分析表明,微塑料暴露导致牡蛎代谢谱的发生改变,从而引起能量代谢和炎症反应发生变化。对差异蛋白质的KEGG富集分析表明,微塑料暴露主要干扰了牡蛎的“花生四烯酸代谢”、“亚油酸代谢”和“甘油磷脂代谢”过程。基因本体（GO）富集分析表明,微塑料对氧化-还原过程、脂类代谢过程和磷酸戊糖途径均有影响。此外,微塑料暴露后,与脂质、有氧代谢以及细胞凋亡途径相关基因的m RNA表达量显着增加。可见,微塑料可以改变牡蛎的脂质和葡萄糖代谢过程。研究结果可以从分子水平上揭示PE和PET微塑料对牡蛎的毒性效应。（4）在本研究中,在菲律宾蛤仔（R.philippinarum）和栉孔扇贝（C.farreri）的消化腺和鳃组织中均检测到微塑料。微塑料暴露对两种双壳类动物的摄食率和呼吸率影响较小。然而,微塑料对蛤仔和扇贝造成了氧化应激、能量和脂类代谢紊乱。两种贝类的鳃和消化腺也出现了组织病理学损伤。IBR分析表明,随着微塑料浓度的增加,应激性呈升高趋势,PET微塑料对双壳类动物的毒性作用大于PE微塑料。此外,证据权重（WOE）模型分析表明,在蛤仔消化腺组织中,随微塑料浓度的增加,其危害程度增大,且PET微塑料的毒性作用大于PE微塑料。但在蛤仔和扇贝的鳃组织中,随着微塑料浓度的增加,PE微塑料的危害增加,而PET微塑料的危害程度则相反。以上结果揭示了不同种类双壳动物对环境相关浓度微塑料暴露的反应,并且发现扇贝对微塑料的敏感性高于蛤仔。本研究为环境条件下微塑料生态风险评估提供了新的见解。综上所述,微塑料在莱州湾海域的表层水、沉积物和生物体内普遍存在,其潜在污染源主要包括河流输入、塑料回收和海上筏式养殖等,且水文过程是导致莱州湾微塑料空间分布异质性的主要原因。选取代表性微塑料,并从多个层面研究了PE和PET对典型双壳贝类的毒理效应,发现微塑料暴露可引起双壳贝类的氧化应激、组织损伤以及能量和脂质代谢紊乱;结合综合生物标志物反应（IBR）和证据权重（WOE）模型,评估了微塑料对双壳贝类的潜在毒性风险,发现双壳贝类的应激反应随微塑料暴露浓度的增加呈现升高趋势,且PET微塑料对典型双壳贝类的毒性作用高于PE微塑料。本研究可为莱州湾环境介质中微塑料污染的潜在生态风险评估提供重要依据。
战君菲[2]（2021）在《镉和砷对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系研究》文中提出镉（Cd）和砷（As）是近海典型污染物,对海洋生态系统健康构成威胁。因此,深入研究Cd和As对海洋生物毒性的剂量-效应关系,并筛选敏感生物标志物指示近海Cd、As污染具有重要意义。本研究利用Meta分析探究海洋双壳贝类对Cd暴露的响应特征。基于Meta分析的结果选择菲律宾蛤仔整体组织为研究对象开展室内Cd、As暴露实验,利用转录组学、代谢组学等组学技术筛选响应指标,并结合组织病理损伤和生化等指标,利用基准剂量法（BMD）对响应指标的剂量-效应关系进行模型拟合,以期深入揭示Cd和As的毒性效应机制。同时,根据最优模型计算各生物指标的BMD值,筛选单调且灵敏响应的指标作为Cd和As毒性的生物标志物。主要研究结果如下:1.Meta分析揭示了海洋双壳贝类对Cd暴露的响应特征按照剔除和纳入标准,共纳入87篇相关文献,获得2042个数据。按照物种、组织、毒性效应指标以及暴露浓度进行Meta分组分析。结果显示,海洋双壳贝类对Cd暴露表现出显着的物种差异,其中蛤对Cd暴露响应程度最大,而各组织响应程度并未表现出显着差异;海洋双壳贝类体内各类生物指标的响应程度存在显着差异,其中解毒和基因毒性相关的指标响应程度最大;暴露浓度是导致Cd毒性差异的主要因素,随暴露浓度的升高,海洋双壳贝类生物指标响应程度显着增加;氧化应激和解毒相关的多个指标对Cd暴露浓度呈现多样化的剂量-效应关系,其中金属硫蛋白（MT）呈现先上升后基本不变的剂量-效应关系,谷胱甘肽过氧化物酶（GPx）和丙二醛（MDA）的剂量-效应曲线均呈倒U型,尤其GPx表现出典型的低剂量刺激、高剂量抑制的毒物兴奋效应,而超氧化物歧化酶和过氧化氢酶未表现出明显的剂量依赖效应。2.Cd对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系根据环境相关浓度及96 h半致死浓度设定Cd暴露梯度浓度（0、3、9、27、81和243μg/L）,实验室条件下暴露菲律宾蛤仔14 d。利用转录组学、代谢组学等技术对蛤仔整体组织响应基因、代谢物等指标进行高通量筛选,同时测定金属离子、酶活、组织病理损伤及细胞凋亡等毒理学指标。结果显示,随Cd暴露浓度升高,Cd在蛤仔体内富集量逐渐增加,必需金属含量也随之发生变化,且剂量效应曲线呈现多样性。结合转录组学分析,发现Cd暴露在基因调控水平对离子内稳态的影响非常有限,Cd主要通过竞争必需金属离子转运体和必需金属离子结合蛋白干扰离子内稳态。而必需金属含量的改变以及Cd对关键酶活性中心必需金属元素的竞争结合,导致相关基因（如漆酶laccase、谷氨酰胺转移酶TGs、金属还原酶STEAP、钙调蛋白calmodulin等）的异常表达。结合KEGG和GO富集分析发现,Cd暴露干扰细胞内氧化还原的平衡,引起氧化应激,激活细胞凋亡等信号通路,影响菲律宾蛤仔细胞粘附、肽交联、蛋白水解等正常生物学功能。此外,代谢组学、酶活力分析结果显示,Cd暴露以剂量依赖的方式影响了三羧酸（TCA）循环、糖酵解、氨基酸代谢以及氧化磷酸化等关键代谢途径。利用BMD方法对多种响应指标的剂量-效应关系进行模型拟合,并计算BMD值。结果发现,TGs、MT、STEAP和laccase等DEGs呈单调变化,且BMD值较低,是理想的基因生物标志物。菲律宾蛤仔对Cd暴露最敏感的GO条目和KEGG通路分别为肽交联和细胞粘附通路。代谢组学和酶活力分析结果显示,丙氨酸、葡萄糖、AMP的含量变化和琥珀酸脱氢酶（SDH）的活力呈典型毒物兴奋效应;谷氨酰胺和葡萄糖-1-磷酸的含量变化以及己糖激酶（HK）和柠檬酸合酶（CS）的活力变化呈单调下调,其中CS活力是理想的酶类生物标志物。而谷胱甘肽（GSH）含量和谷胱甘肽巯基转移酶（GST）活力等传统生物标志物呈非单调的剂量-效应关系,不宜作为菲律宾蛤仔响应Cd暴露的生物标志物。3.As（Ⅴ）对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系根据环境相关浓度及96 h半致死浓度设定As（Ⅴ）暴露梯度浓度（0、0.2、0.5、1.25、2.5和5 mg/L）,实验室条件下暴露菲律宾蛤仔14 d。利用高效液相色谱联用电感耦合等离子体质谱法测定菲律宾蛤仔体内砷形态及其含量,结果显示,随As（Ⅴ）暴露浓度的升高,有机砷含量基本不变,无机砷As（Ⅴ）和As（Ⅲ）含量增加,表明菲律宾蛤仔体内发生了As（Ⅴ）到As（Ⅲ）的转化。转录组学分析显示,在高浓度As（Ⅴ）暴露组硫氧还蛋白、GST和3-磷酸甘油醛脱氢酶（GAPDH）等参与As（Ⅴ）转化生成As（Ⅲ）过程的酶基因均显着上调,表明菲律宾蛤仔通过上调关键酶的转录表达促进体内累积的As（Ⅴ）转化生成As（Ⅲ）。进一步整合转录组和代谢组结果,发现菲律宾蛤仔通过促进GSH的合成、增加对过氧化物等ROS的清除能力等方式抵抗无机砷富集引起的氧化应激。As（Ⅴ）暴露促进蛤仔体内糖酵解反应、TCA循环和氧化磷酸化等过程,为机体提供更多的能量,且关键差异代谢物和DEGs与As（Ⅴ）的暴露浓度呈现多样化的剂量-效应关系;鞘脂类去饱和酶（DEGS）、羟基类固醇脱氢酶（HSD17B6）、羟基丁酸脱氢酶（bdh）基因均显着上调表达,表明As（Ⅴ）暴露还促进脂肪酸氧化代谢等途径,为TCA循环提供更多的乙酰辅酶A。最高浓度As（Ⅴ）暴露组磷酸胆碱含量显着降低,也提示As（Ⅴ）暴露导致菲律宾蛤仔能量代谢紊乱。此外,As（Ⅴ）暴露还干扰了氨基酸代谢。利用BMD方法对多种响应指标的剂量-效应关系进行模型拟合,并计算BMD值。GST、组织蛋白酶L（CTSL）、ATP结合盒转运蛋白（ABCC）、和mae B等多个DEGs的表达倍数均呈单调曲线,且BMD值较低,因此可作为As（Ⅴ）对菲律宾蛤仔毒性的生物标志物。通过对拟合到最佳模型的DEGs进行富集分析,发现对As（Ⅴ）暴露最敏感的GO条目和KEGG通路分别为半胱氨酸型肽酶活性和吞噬作用。4.Cd和As（Ⅴ）对菲律宾蛤仔毒性作用机制比较Cd和As暴露均干扰了菲律宾蛤仔TCA循环、糖酵解以及氧化磷酸化等关键代谢过程,且均表现出毒物兴奋效应;Cd和As（Ⅴ）均通过消耗GSH破坏细胞内氧化还原平衡,诱导氧化应激;菲律宾蛤仔鳃和消化腺的病理损伤指数均随Cd和As（Ⅴ）暴露剂量单调增加,菲律宾蛤仔消化腺组织对Cd和As（Ⅴ）暴露较鳃组织更敏感。同时,Cd和As（Ⅴ）对菲律宾蛤仔的毒性作用机制存在较大差异。Cd暴露导致葡萄糖、ATP和AMP等主要能量代谢物质的含量呈非单调变化,但As（Ⅴ）暴露后蛤仔体内葡萄糖、ATP和AMP的含量并未发生改变;对Cd和As（Ⅴ）暴露敏感的GO条目和KEGG通路完全不同;As（Ⅴ）还表现出对菲律宾蛤仔的生殖内分泌干扰效应。
韩化蕊[3]（2021）在《出土彩绘石质佛造像表面沉积结壳的清洗研究》文中认为近年来随着考古工作的逐渐深入,彩绘石质佛造像大量出土,是研究佛教发展、佛教艺术和石刻造像工艺等方面的重要实物材料。受埋藏环境影响,石质佛造像表面广泛产生了质地坚硬的沉积结壳,沉积结壳的成分结构与造像石材相似,并且由于胶结材料老化降解,彩绘贴金装饰在埋藏环境中变得疏松脆弱,加大了沉积结壳的清洗难度。基于上述现状,本文从文物材质及沉积结壳形成机理入手,引入聚乙烯胺（PVAm）凝胶清洗材料进行酸性清洗,并且对构建出土石质文物清洗工作的量化评价体系进行了探索研究。主要工作如下:首先,本研究以河北临漳邺城遗址和山东青州龙兴寺遗址出土的彩绘石造像作为研究对象,综合应用多种分析检测方法,调查分析了文物本体材料和沉积结壳的成分及结构,根据文献记载与模拟实验,探究了彩绘的制作工艺。结合埋藏环境土壤中钙镁盐及湿度等影响因素,探究了沉积结壳的形成机理。这不仅为文物研究提供了丰富的信息,更为清洗研究提供了基础。基于以上研究,清洗材料需要能够有针对性地清洗沉积结壳,并且不损害包括彩绘装饰层在内的文物本体的要求,化学清洗法可以针对沉积结壳选择清洗剂。通过清洗带有沉积结壳的采集石块样品,初步筛选出了效果良好的弱酸清洗剂。结果显示,乙酸在清洗有效性与安全性的表现均优于其他清洗剂。进一步调节清洗剂的浓度与酸碱度,在模拟石块样品上进行了清洗实验,测试清洗效率与模拟样品表面形貌变化,得出了清洗规律。由于沉积结壳主要物相与石材本体相似,均为方解石与白云石,形成机理表明,沉积结壳内部具有与石材相似的晶体结构,因此通过分析乙酸在清洗过程中,测试对大理石（含白云石）、汉白玉（含方解石、白云石）、石灰石（含方解石）3种石块样品,清洗效率的差异,可以得出乙酸对沉积结壳的清洗效果。清洗经过主要有化学清洗作用与物理清洗作用,化学清洗作用是弱酸溶解沉积结壳从而去除,物理清洗作用是由于清洗剂的渗透性,破坏石材结构导致表面晶体脱落,并且在清洗过程中,物理作用的影响要大于化学作用。为了有效控制清洗剂的渗透与扩散,减小清洗剂物理清洗作用对文物的损害,引入了 PVAm凝胶材料。筛选实验结果表明,PVAm凝胶的可去除性,流变性都适合于在雕刻石质文物的凹凸表面进行局部清洗,并且在一定的酸碱度范围内仍然能保持凝胶态,可以用于酸性清洗。进一步对PVAm凝胶的结构、酸碱度、粘度、对清洗剂渗透的控制性等性能进行表征,研究机理与规律。结果表示,PVAm凝胶的化学结构会随溶液的酸碱度不同而改变,从而影响凝胶的可剥离性,其中弱酸性的凝胶更好去除。PVAm凝胶的酸碱度会和酸液一致,并且PVAm凝胶与溶液在一定配比范围内,能够维持在文物表面,达到局部清洗的目的。添加PVAm凝胶后明显减弱了清洗剂的渗透性及扩散性,使清洗反应能够维持在局部表层,提高了清洗的控制性。此外,还探究了 PVAm凝胶与乙酸复合清洗材料的化学结构及清洗机理。通过使用水解于不同浓度及酸碱度乙酸的PVAm凝胶,在模拟样品上进行清洗实验,评估了清洗效率、模拟样品表面形貌及色度改变、模拟样品孔隙率和吸水率等水理特征改变,得到PVAm凝胶清洗材料的最佳配比,明确了清洗工艺。并且,在小块文物上实施的清洗实验,获得了理想的效果。最后,为了探索文物保护工作的标准化研究,尝试构建了出土石质文物清洗工作评价体系。该体系应用层次分析法构成权数,结合灰色聚类与模糊综合评价法,建立评价模型,是一套可以量化评分的评价体系。此套体系在河北临漳邺城佛造像的清洗工作评价中应用,结果表示该体系能够一定程度反映出清洗工作的总体效果,可以指出清洗方法中具体的不足之处,并且能够在清洗方法的选择上提供参考。
李俊德[4]（2020）在《Burkholderia xenovorans LB400联苯双加氧酶的人工进化研究》文中进行了进一步梳理多氯联苯（PCBs）作为持久性有机污染物,属于典型的海洋污染物。由于多氯联苯在海岸带大量积累,已对生态系统以及人类健康造成了严重的危害与影响。Burkholderia xenovorans LB400是一株高效的多氯联苯降解菌,同时它的生存环境范围广泛,能够在土壤和海水等环境中生存并修复受多氯联苯污染的土壤和海洋。设计、构建和优化LB400工程菌将成为修复海洋环境中多氯联苯污染的有效方式。细菌的多氯联苯代谢途径与细菌的联苯代谢途径相似,启动降解的联苯双加氧酶（BPDO）的底物范围决定了该途径代谢联苯同类物的范围。BPDO的底物范围和区域专一性主要由位于双加氧酶α亚基C末端的氨基酸残基决定,这些氨基酸所在的区域被指定为区域I、II、III和IV。目前,对于联苯双加氧酶的改造主要集中于III区域和IV区域,但是尚未发现在I区域和II区域突变进化BPDO的报道。因此,本研究选择对海洋和海岸带污染严重的PCBs为底物,以降解效率高,底物谱范围广且能适应海洋环境的多氯联苯降解菌株LB400为亲本构建突变体,获得了突变体S283M,p4-S283M和RR41-S283M。通过比较亲本与突变体对联苯及选定的PCBs的催化性能,模拟突变蛋白结构和分子对接等方法探究位于催化中心II区域的Ser283Met突变对联苯双加氧酶催化性质的影响。主要研究内容和结论如下:一、本研究采用两步位点定向突变的方法,将BphAELB400（野生型）,BphAEp4（突变型）和BphAERR41（突变型）中的283位丝氨酸（Ser）突变为甲硫氨酸（Met）得到三株突变体。成功构建了bph AE基因的表达载体,并转化至Escherichia coli C41（DE3）中,将载有突变基因的Escherichia coli C41（DE3）进行诱导表达,并对其表达产物进行纯化,得到了分子量为51 k Da的Bph A和分子量为22 k Da的Bph E。二、BPDO由三部分组成,测定三组分酶系统的动力学参数是十分困难的。本研究通过检测联苯双加氧酶催化过程中对氧气的消耗,来测定联苯双加氧酶的动力学参数,并建立了氧谱法研究联苯双加氧酶对不同PCBs的特异性。目前已报到的人工改造的BphAEs对联苯的kcat/Km均低于它们的亲本酶。而在本研究中,相比于亲本酶,突变蛋白BphAES283M、BphAEp4-S283M和BphAERR41-S283M对联苯的kcat/Km值显着提升。同时,目前尚未发现对高氯代联苯的稳态动力学研究,本研究报道了BphAEs对高氯代联苯的稳态动力学研究。结果表明,Ser283Met的突变增强了BphAE对2,3’,4,4’-四氯联苯,2,2’,6,6’-四氯联苯和2,3’,4,4’,5-五氯联苯的催化活性。因此,对于与BphAELB400结构特征相似的联苯双加氧酶,将其283位点进行定点突变是进一步增强其对联苯和高氯代联苯催化活性的有效策略。三、BPDO的区域特异性会影响所形成的产物,这些产物会影响该途径的后续酶对底物的催化降解。本研究比较了野生型BphAELB400及其变体对2,2’-二氯联苯,2,5-二氯联苯和2,6-二氯联苯的催化反应,并通过GC-TOF-MS分析鉴定代谢产物。以2,2’-二氯联苯为底物时,在所有的突变蛋白中,与它们的亲本酶相比,2,3-二氢-2,3-二羟基-2’-一氯联苯与3,4-二氢-3,4-二羟基-2,2’-二氯联苯的比率明显升高。这表明联苯双加氧酶对2,2’-二氯苯的区域专一性受到Ser283Met突变的影响。以2,6-二氯联苯为底物时,与BphAEp4和BphAERR41相比,BphAEp4-S283M和BphAERR41-S283M的两种代谢产物比率发生了显着的逆转,它们都产生了更多的3,4-二羟化代谢产物。此外,本研究通过同源建模和分子对接的方法探究酶与底物的结合方式以及催化区域的空间构象,以解释突变酶的新特性。生化数据表明,Ser283Met的突变改变了催化活性空腔内底物的空间构象,从而改变了其羟基化位点。这一点在分子对接实验中得到了证实。四、Bp AELB400及其变体对不同类型多氯联苯的催化代谢能力被评估。研究发现BphAES283M能够高效地转化代谢11种多氯联苯,BphAES283M相较于其他突变蛋白,具有更广阔的代谢范围和更强的催化性能。这表明BphAES283M的Met283对联苯双加氧酶的底物选择性有重要的贡献与影响。值得注意的是,已知的联苯双加氧酶对部分PCBs的氧化能力差,尤其是高氯代多氯联苯,但研究发现BphAES283M和BphAEp4-S283M在催化3-6氯化联苯方面的能力得到了明显的提高。因此,S283M和p4-S283M在修复多氯联苯污染严重的海岸带方面具有潜在的应用价值。综上所述,本研究首次揭示了位于催化中心II区域的突变对联苯双加氧酶催化活性和底物特异性的影响及可能的机制。这对于理解其他Rieske型加氧酶中相应的283位残基功能具有十分重要的意义,同时为如何扩大联苯双加氧酶的底物范围和改变区域特异性的机制研究奠定了一定的理论基础,进而为更有效地修复受PCBs污染严重的海岸带提供了理论依据和技术支持。
马少华[5]（2020）在《海洋重金属离子及相关酶活性的电化学传感研究》文中进行了进一步梳理海洋约占地球总面积的71%,海洋不但为人类提供丰富的鱼类等海产品,而且能够稀释有害物质的浓度,降解大多数的垃圾,具有很强的稀释和降解作用。随着经济的发展,科技不断进步,人类活动日益加剧,大部分垃圾最终都是漂向了深海,因此造成了严重的海洋污染事件。其中海洋重金属污染越来越受到各国的重视,海产品中重金属污染一直是各国食品安全检测的重点。对海洋鱼类重金属含量进行检测及其生化指标的监测可以评估海洋重金属污染程度,对监测、防治海洋环境污染具有重要的意义。基于此,本文从以下几个方面展开研究:（1）采用原位沉积法制得锌汞齐薄膜电极,研究了快速扫描阳极溶出伏安法在测定海洋鱼类锌含量中的应用。原位沉积法就是让待测液中的锌离子完全被还原富集在玻碳电极的汞膜上,制备得到锌汞齐薄膜,把此薄膜用做工作电极。这种原位还原富集的方法省去了分析前的前处理过程,具有简便、快速,减少污染的优点。目前常用的普通扫描速度下,阳极溶出伏安法的峰电流很小,检测灵敏度低。文献资料和本文的研究结果证明,当锌离子浓度一样时,扫描速度越高,峰电流值越高,检测的灵敏度也越高。基于此,本文实验中使用了自制的具有电流反馈运算放大功能的印刷电路板（PCB）,这种电路可以在线补偿电阻下降,确保在高速扫描时无干扰峰出现。研究结果表明,500 V/s是最适宜的扫描速度,所测定Zn2+浓度为1×10-7g/m L～1×10-11g/m L溶液的峰电流的数据表明,这些浓度点与对应的峰电流成正比关系,可以得到一条用于检测Zn2+的标准工作曲线。根据这条标准工作曲线,可以推测出此种方法对Zn2+的检测限为3.33×10-12g/m L。由于反应中汞盐用量极少,所以处理得当时,对环境无污染。故此方法具有很好的研究和应用价值,可用广泛的用于灵敏检测海洋鱼类各组织器官中锌离子浓度,监测鱼类所在海域的锌污染程度。（2）利用杂交链反应（HCR）及脱氧核苷酸末端转移酶（Td T）扩增反应,研究开发了一种信号双重放大的高灵敏、高选择性的铅离子(Pb2+)检测方法。设计了四种DNA探针,包括一种含有巯基的DNA探针(Pb2+-DNAzyme)、一种可与DNA探针部分杂交及亦可引发HCR反应的辅助探针（H0）、以及两种可参与HCR放大反应的发夹DNA1（H1）和发夹DNA2（H2）探针。HCR扩增后,引入Td T以及一定配比的底物d NTP（d ATP:d GTP=4:6）,通过Td T特异性催化DNA链的3’-OH末端,生成随机排布富G DNA长链。在血红素（hemin）作用下,这种富G DNA链会从无规则的卷曲结构变成规则的G4结构,并具有辣根过氧化物酶活性,将3,3-二氨基联苯胺（DAB）被氧化形成不导电的不溶性沉淀物（IP）。使得电极界面和氧化还原探针之间的电子转移受到很大阻碍,导致电化学阻抗信号的显着放大,实现了铅离子的高灵敏、高选择性检测。本文通过添加加铅离子标准溶液来检测所制生物传感器的性能,测得的加标回收率在95.6%～105.0%之间,推测出检测下限为0.01 n M（S/N=3）。本文提供了一种具有较好前景的海洋相关重金属离子的电化学分析检测方法。（3）研究设计了一种G4-纳米线介导的开关调控电化学生物传感平台,用于灵敏检测镍离子(Ni2+)和组氨酸（His）。研究表明,电化学电流与Ni2+浓度的对数之间的良好线性关系,Ni2+浓度范围为0.5～500 n M,加标回收率为94.7%～100.7%,可推测出其检测下限为0.15 n M（S/N=3）。所设计的电化学传感策略主要依赖于以下三点:利用了高度稳定的四面体DNA作为电化学基底;通过末端脱氧核苷酸转移酶（Td T）聚合作用可以产生的随机G4-纳米线,并具有独特的过氧化物酶活性;利用Ni2+和His之间的特异性作用设置了一个可调控的电化学开关。由于Ni2+可破坏G4的形成变成一条直链DNA,通过His和Ni2+的竞争性结合,可以再次导致G4结构的形成,引起电化学信号的恢复。更重要的是,采用Ni2+和His作为模型输入,通过可读电化学信号变化完成NOT、YES和IMPLICATION逻辑门的设计。该G4-纳米线介导的独特电化学传感器在海洋相关的环境监测、药物分析和临床诊断等应用中具有很大潜力。（4）研究并合成了一种腺嘌呤/金离子（Au（III））配位化合物（腺嘌呤/Au配合物）,并基于此开发一种酶电化学生物传感器。首先,通过末端脱氧核苷酸转移酶（Td T）将三磷酸胸腺嘧啶脱氧核苷酸（d TTP）聚合到原始DNA 3’端的-OH末端,形成一条富T的长链DNA,由于腺嘌呤/Au配合物含有丰富的A碱基,因此可以和富T的长链通过碱基互补配对作用结合在一起。同时我们发现该配合物对H2O2具有电催化活性,基于此提供了一种简便和经济的方法来实现对Td T活性的无标记检测,这是基于能够捕获腺嘌呤/Au配合物的极长富T DNA定量确定的。此外,本文提出的Td T介导的检测方法也适用于碱性磷酸酶（ALP）活性的分析检测,主要是因为DNA的3’末端磷酸基团经碱性磷酸酶消化后,可以得到一个新的3’-OH末端。因此,新暴露的3’-OH末端可以通过Td T聚合生富T DNA,从而实现对ALP活性的检测。这种具有腺嘌呤/Au配合物的低成本、灵活的电化学传感系统为定量监测重金属污染情况下海洋鱼类DNA相关酶活性提供了一种简单、快速、无标记的方法。利用该电化学传感器测定Td T浓度,其检测下限可达0.01 U/m L（S/N=3）;在测定ALP活性时,且其检测下限为0.003 U/L（S/N=3）。以上研究结果表明,基于自制的印刷电路板的快速扫描阳极溶出伏安法可以明显提高锌离子的检测限;利用杂交链反应及脱氧核苷酸末端转移酶扩增反应可以高灵敏度、高选择性地检测铅离子;基于G4-纳米线介导的开关调控的电化学生物传感平台可用于灵敏检测镍离子(Ni2+)和组氨酸（His）,基于两者之间的特异性结合作用还可设置成一个电化学调控开关;利用腺嘌呤/Au配合物的电催化活性研究开发了可灵敏检测脱氧核苷酸末端转移酶和碱性磷酸酶的电化学方法。最后,将这些无标记、高灵敏度、高选择性的电化学检测方法用于海洋鱼类重金属离子及其应答生化指标的电化学分析检测。这些研究结果既给重金属离子的检测提供了一种新的研究方法,也为快速高效的监测海洋环境及其它水环境提供了一种经济实用的检测方法,具有重要的应用前景。
侯永超[6]（2020）在《河口湿地大型底栖无脊椎动物对土壤生源要素分布特征的影响》文中进行了进一步梳理探究大型底栖无脊椎动物在河口湿地生态系统物质循环中的作用有重要意义。本文通过原位采集胶州湾大沽河河口湿地实验样本,设计室内培养实验,以两种底栖动物优势种——双齿围沙蚕（Perinereisaibuhitensis）、天津厚蟹（Helice tridens tientsinension）——为研究对象,测定在生物扰动背景下土壤中溶解性有机碳（DOC）、总有机碳（TOC）、氨氮（NH3-N）、硝态氮（NO3--N）、总磷（TP）的含量变化和溶解性有机质（DOM）的紫外参数、三维荧光光谱等随时间序列的变化。研究生物扰动作用对土壤生源要素分布、DOM组分与荧光特性的影响,探讨生物扰动作用的影响机理。主要结论如下:（1）扰动功能组决定扰动行为及作用。双齿围沙蚕的洞穴为直径0.5 cm左右的通道,其洞穴口处出现了凸起的小丘,高度约2 cm;天津厚蟹的洞穴多为直径2～3cm的Y型、J型通道。双齿围沙蚕的扰动行为主要为摄食、迁移活动,能够增加土壤的通透性;而天津厚蟹主要为掘穴活动,能够将底层土壤掘至表层,对土壤产生运移作用。两种底栖动物前期均活动于中上层土壤中,天津厚蟹掘穴行为剧烈,其扰动作用强于沙蚕;中、后期样本的活动往返于整个土层,生命力旺盛。（2）生物扰动促进了DOC、TOC由土壤向水体中释放。DOC含量随时间的变化均呈现出降低的趋势,且螃蟹组和沙蚕组土壤中DOC含量未出现显着差异（p>0.05）,而实验组DOC含量变化显着低于对照组（p<0.05）。（3）生物扰动促进了NH3-N、NO3--N、TP由土壤向水体中释放。生物扰动对土层影响的差异主要是由于其活动范围不同造成的。土壤NH3-N、NO3--N、TP含量变幅均表现为:螃蟹>沙蚕>对照。具体表现为:（1）NH3-N,仅沙蚕组对第二层土壤中有显着影响（p<0.05）;（2）NO3--N,最底层土壤不受沙蚕影响（p>0.05）,螃蟹各层土壤NO3--N含量均有显着影响（p<0.05）,其中对最底层层影响最大（2.45 mg/kg）;（3）TP,沙蚕对表层、第三四层土壤中的TP有显着影响（p<0.05）,其中对表层影响最大,螃蟹仅对最底层土壤影响不显着（p>0.05）。（4）生物扰动改变了土壤DOM的特征。SUVA254与SUVA280值随实验的进行呈降低趋势,实验组SUVA254与SUVA280值变化趋势小于对照组;A250/A365值变化趋势与SUVA254、SUVA280变化趋势相反,实验组A250/A365值增长趋势快于对照组。生物扰动作用降低了土壤腐殖化程度和芳香化程度。（5）生物扰动作用提高了土壤中类蛋白物质含量,降低了类腐殖质物质含量,使得土层间的类蛋白物质、类腐殖质物质的含量差距减小;掘穴、爬行等扰动行为,改变了土壤的质地条件,增强了土壤的渗透性,促进了物质在垂直方向上的迁移,使各土层间的类蛋白物质、类腐殖质物质含量差异性降低。
徐兰兰[7]（2020）在《镉和砷对许氏平鲉幼鱼毒理效应蛋白质组学和代谢组学研究》文中提出近年来,随着近海地区经济的高速发展,我国近海工业带建立了众多金属冶炼、加工及电镀企业,大量富含金属的工业污水被排放至海洋中,造成近海痕量金属污染日益加剧。不同于有机污染物可被生物降解,痕量金属无法自然降解且易在环境中长期积累,从而对海洋生物及海洋生态系统产生潜在的危害。本研究根据目前我国近海海域痕量金属污染现状,选择典型痕量金属镉（Cd）和砷（As（Ⅴ））为暴露污染物,以近海重要渔业生物许氏平鲉（Sebastes schlegelii）幼鱼为研究对象,利用基于核磁共振技术（NMR）的代谢组学和基于同位素标记相对和绝对定量技术（i TRAQ）的蛋白质组学作为研究手段,研究了Cd和As（Ⅴ）对许氏平鲉幼鱼的毒理效应机制。研究结果为痕量金属的环境风险评估提供一定的理论依据。研究结果如下:（1）Cd对许氏平鲉幼鱼毒理效应研究许氏平鲉幼鱼经不同浓度Cd（5μg/L和50μg/L）暴露14天后,鱼体中Cd含量测定结果表明,许氏平鲉幼鱼组织中Cd的富集量随暴露浓度的升高而增加。与对照组相比,5μg/L Cd暴露组鱼体Cd平均含量为对照组的2.75倍,但富集不显着（P>0.05）。50μg/L Cd暴露组鱼体Cd含量为对照组的9.5倍,达到极显着水平（P<0.01）。利用基于NMR技术的代谢组学技术研究表明,Cd暴露后许氏平鲉幼鱼体内代谢产物,包括乳酸、磷酸胆碱、ATP、丙氨酸和肌苷含量发生显着变化。利用基于i TRAQ技术的蛋白质组学研究许氏平鲉幼鱼蛋白质的变化,共得到168个差异蛋白。与对照组相比,低浓度Cd暴露组筛选出91个差异蛋白,包括52个上调表达蛋白和39个下调表达蛋白;高浓度Cd暴露组鉴定出77个差异蛋白,包括32个上调表达蛋白和45个下调表达蛋白。对差异蛋白进行功能和通路分析发现,Cd暴露抑制了许氏平鲉幼鱼糖酵解和三羧酸循环,如抑制糖酵解关键酶如果糖二磷酸醛缩酶、甘油醛3-磷酸脱氢酶、延胡索酸酶和苹果酸酶的表达;促进了许氏平鲉幼鱼的氨基酸、蛋白质和脂质代谢;诱导了许氏平鲉幼鱼严重的免疫、氧化应激反应与神经毒性;干扰了许氏平鲉幼鱼细胞骨架的稳定性;影响了许氏平鲉幼鱼的基因表达和蛋白质转运。此外,蛋白互作网络构建初步挖掘过氧化物酶体双功能酶和甘油醛-3-磷酸脱氢酶可能分别为5μg/L和50μg/L Cd发挥毒性效应的关键蛋白。本研究表明,蛋白质组学和代谢组学方法可以相互验证,并且二者的结合分析有助于从分子水平探索海水中金属污染物对海洋鱼类的毒理机制。（2）As（Ⅴ）对许氏平鲉幼鱼毒理效应研究许氏平鲉幼鱼经不同浓度As（Ⅴ）（5μg/L和50μg/L）暴露14天后,鱼体内As含量测定结果表明,许氏平鲉幼鱼组织中总As富集量随暴露浓度的升高表现出增加趋势,因大多数海洋动物从海水中积累砷酸盐的能力较低,故增加幅度较小。与对照组相比,5μg/L和50μg/L As（Ⅴ）暴露组总As含量分别提高16.1%与19.5%,达到显着水平（P<0.05）。与低浓度暴露组相比,高浓度暴露组总As含量比其高2.9%,富集不显着（P>0.05）。利用基于NMR技术的代谢组学研究表明,As（Ⅴ）暴露后许氏平鲉幼鱼体内代谢产物,包括乳酸、丙氨酸、ATP、肌苷和磷酸胆碱等代谢物含量发生显着变化。利用基于i TRAQ技术的蛋白质组学研究许氏平鲉幼鱼蛋白质的变化,共得到163个差异蛋白。与对照组相比,低浓度组筛选出137个差异蛋白,包括83个上调表达的蛋白和54个下调表达的蛋白;高浓度组鉴定出39个差异蛋白,上调表达蛋白和下调表达蛋白数目分别是22和17。对差异蛋白进行功能和通路分析发现,As（Ⅴ）暴露对许氏平鲉幼鱼的影响表现在以下方面:As（Ⅴ）暴露抑制了许氏平鲉幼鱼糖酵解;促进了许氏平鲉幼鱼的脂质代谢,并干扰许氏平鲉幼鱼的蛋白质降解/合成;促进了许氏平鲉幼鱼氧化磷酸化活性,如细胞色素c氧化酶亚基4、NADH脱氢酶（泛醌）黄素蛋白2和细胞色素b-c1复合物亚基6显着上调表达;影响了许氏平鲉幼鱼细胞外基质相关的信号通路和Ca2+稳态等生理过程;影响了许氏平鲉幼鱼细胞骨架结构;影响了许氏平鲉幼鱼的基因表达和蛋白质转运;诱导了许氏平鲉幼鱼的氧化应激和免疫反应;诱导了低砷组中抗凋亡蛋白和高砷组促凋亡蛋白的表达。此外,蛋白互作网络构建初步挖掘甘油醛-3-磷酸脱氢酶、肌苷5’-磷酸脱氢酶1和40S核糖体蛋白SA为5μg/L As发挥毒性效应的关键蛋白。
马文超[8]（2020）在《从氨基酸视角浅析极地冰川融水及毗邻近海海水有机质的成分和含义》文中提出长期以来,全球气候变化引起各方面的广泛关注。在高纬度地区升温更剧烈的背景下,极地冰川正在快速消融和退缩,入海物质通量增强对近海系统的影响加剧。有机质作为生态系统中物质和能量的基石,既是生态系统的重要基础,同时也对气候变化具有重要的影响和反馈。作为碳、氮双元素的重要载体,氨基酸（Amino Acids,AA）是得以在分子层面实现鉴定和识别的重要化合物,也是揭示不同生境下有机质早期成岩阶段信息的生物标志物。基于高效液相色谱法开展D型和L型氨基酸手性分子的定性和定量分析,本论文从氨基酸视角探究了北极斯瓦尔巴德群岛和南极菲尔德斯半岛的冰川融水河流及毗邻峡湾海水中的有机质成分特征,并据此解析其来源及降解特征差异;在结合冰川消融通量（或流量）数据的基础上,还初步对冰川融水向海输运的物质通量及效率进行了评估。对北极斯瓦尔巴德群岛的两处样品（新奥尔松、巴伦支堡地区）,分别于2017年8-9月和2018年7-8月在现场采集。分析结果显示,斯瓦尔巴德群岛冰川融水在有机质含量和成分上具有明显的空间异质性,并且存在季节性变化。新奥尔松地区海湾河的溶解态有机碳（Dissolved Organic Carbon,DOC）浓度为52±33μM,而巴伦支堡地区绿河的DOC浓度仅为17±7μM。在颗粒态有机质（Particulate Organic Matter,POM）方面,总悬浮颗粒物（Total Suspended Matter,TSM）、颗粒态有机碳（Particulate Organic Carbon,POC）浓度均在冰川消融鼎盛期和末期（8-10月）较高,在消融初期（6月）较低。从氨基酸视角进一步解析冰川融水及毗邻峡湾海水中的有机质成分特征,我们发现新奥尔松地区和巴伦支堡地区呈现出类似的有机质成分空间分布。对于溶解态有机质（Dissolved Organic Matter,DOM）而言,新奥尔松地区和巴伦支堡地区的DOM均表现为冰川融水较峡湾海水更为新鲜,与文献中发现的冻土本身浸出有机质降解程度低的特征相吻合。对峡湾海水而言,其DOM降解程度大、较陈旧的特点,体现了相对更强的微生物改造和修饰信号,和开阔海洋的DOM在氨基酸性质上类似。对于POM,新奥尔松和巴伦支堡地区均表现出冰川融水河流中POM的降解程度高于峡湾海水,暗示流域盆地和河床的土壤沉积物对冰川融水河流POM的重要贡献;在峡湾海水中现场生产对POM的贡献增强。在北极现场还开展了特定的DOM现场培养实验。其中,土壤浸出液开展的有机质降解性实验结果显示,新奥尔松地区土壤浸出液的DOC浓度高达550μM,巴伦支堡地区土壤浸出液的DOC浓度则低至49μM;光照培养10天后新奥尔松地区土壤浸出液的DOC浓度下降至485μM,而巴伦支堡地区土壤浸出液的DOC浓度未有明显变化。除此之外,本研究还在新奥尔松进一步开展了冰川融水DOM的培养实验。结果表明,该地区冰川融水在4天的尺度下呈现了非常高的光降解比例（78%）;但10天内的生物降解性几乎观测不到。作为对比,本研究还开展了2017年1-2月菲尔德斯半岛样品的分析。研究结果显示,该区域冰川融水河流的DOC浓度整体上高于新奥尔松和巴伦支堡地区冰川融水河流,并且在DOM的成分上表现出了和北极海湾河、绿河类似的结果:冰川融水的DOM较峡湾海水降解程度更低。但是对于POM来说,THPAA的指征参数在冰川融水和海湾中得到了非常接近的结果,暗示POM的降解程度在陆海之间的差异并不明显。在POM降解程度的空间差异这一点上,南极和北极存在显着不同。结合挪威水资源与能源署提供的海湾河逐日自动监测数据资料,本研究计算了新奥尔松地区海湾河2017年的径流量为33×106 m3,输沙量为9677 t。使用本研究获得的颗粒有机碳(POC实测值)结果来对挪威方自动逐日监测结果POC监测值进行校正,计算出海湾河单条冰川融水河流在2017年的POC通量为33 t。同时计算了新奥尔松地区和巴伦支堡地区共计16条冰川融水河流的DOC、总溶解态氮（Total Dissolved Nitrogen,TDN）以及溶解态有机氮（Dissolved Organic Nitrogen,DON）的平均浓度,并进一步结合文献通量数据,对北极斯瓦尔巴德群岛整个冰川融水输送的DOC、TDN以及DON通量进行了评估。结果表明斯瓦尔巴德群岛冰川消融驱动的DOC、TDN以及DON年输出通量分别为7271 t、3627 t和1697 t。更进一步,基于我们自己在南极菲尔德斯半岛的化学调查结果,并结合文献冰川融水通量值,本研究估算了南极乔治王岛冰帽年输出DOC、TDN和DON的通量分别为734 t、100 t和4.9 t。与其它泛极地冰川融水和河流体系（例如西伯利亚、阿拉斯加和格陵兰冰盖）相比,斯瓦尔巴德群岛和乔治王岛冰帽具有较高（甚至最高）的DOC、TDN输送效率（即通量除以冰川面积的加权值）。进一步对比南极和北极该两处区域,我们发现虽然斯瓦尔巴德群岛冰川和乔治王岛冰帽输送TDN的效率相近,但其中DON的组成比例却截然不同:斯瓦尔巴德群岛冰川融水输送的TDN中DON约占50%,而乔治王岛冰帽中这一比例仅为5%。
罗璐[9]（2019）在《典型流域土壤水系沉积物碘的空间分布特征研究》文中进行了进一步梳理碘是一种对人体来说必不可少的元素,缺乏碘和碘过量都会导致疾病的产生。碘在地球各圈层中广泛分布,且分布不均匀,自然环境中碘含量受环境因素变化影响大,分布与迁移规律复杂。研究碘元素在自然环境中的空间分布特征、在自然介质中的迁移转化规律等环境地球化学特征,对碘地球化学研究具有重要意义。通过对我国六个主要流域（长江流域、珠江流域、黄河流域、辽河流域、黑龙江流域、新疆内流区）的水系沉积物、不同类型的代表性土壤（红壤系列、棕壤系列、栗钙土、盐碱土、沙土、棕漠土、黄土等）及主要覆盖区耕作层（松嫩平原、辽河平原、新疆北部、华北平原、四川盆地、长江平原区、珠江三角洲）的土壤样品中碘含量的分析及对比研究,探讨季风、降水、气候、流域岩性、植被覆盖、土壤性质等环境因素对土壤、沉积物中碘含量的影响,揭示了典型流域土壤、水系沉积物中碘的空间分布及差异原因。并以地质背景复杂的胶东半岛为研究区域,探讨岩-土体系中碘的分布规律、迁移特征及影响因素。主要认识如下:（1）建立了稀氨水提取-高温高压密闭消解-甲烷增敏-ICP-MS准确测定地质样品中碘含量的分析方法。采用纯化的氨水作为土壤、沉积物样品中碘的提取溶液,能抑制挥发性碘的损失、降低了碘的背景信号。引入少量甲烷作为增敏气体,增加了碘的电离,其信号强度提高了两倍。甲烷模式分析的方法检出限（LOD,3σ）为0.006μg L-1。用于53个土壤、沉积物及岩石标准参考物质碘的分析,RSD低于5%（n=3）,分析结果与推荐值吻合。同时我们还报道了五个没有碘参考值的标准参考物质（GBW07301、GBW07303-GBW07306）的碘含量。（2）探讨了典型流域水系沉积物碘的空间分布特征。通过季风、降水、气候、流域岩性等环境因素变化对典型流域水系沉积物碘的空间分布影响的对比研究表明,受季风降水、干湿气候的影响下,典型流域碘的空间分布呈现由南到北,由湿润区到干旱区,水系沉积物中的碘含量呈降低趋势。其中在热带、亚热带的季风湿润区的水系沉积物的碘含量大多都高于1μg/g,其他区域的水系沉积物碘含量大多低于1μg/g,特别是干旱区。碘含量高于2μg/g的水系沉积物基本都在梅雨区。流域岩性也与水系沉积物中的碘含量高低有关,石英质砂岩流域（0.2μg/g）、花岗岩流域（<0.7μg/g）、酸性火山岩流域（1μg/g左右）的水系沉积物的碘含量较低,碳酸盐岩流域（>1.5μg/g）的碘含量较高。（3）探明了不同类型土壤中的碘分布特征。受季风、降水、气候、植被的影响,由南到北,由湿润区到干旱区,土壤中的碘含量总体呈降低趋势,部分区域土壤中碘的变化受土壤类型、质地、风化程度等理化性质的影响呈现局域上不一致性。海洋大气的碘只能影响到海岸至内陆土壤一段距离,土壤中碘含量变化并不完全和降水量大小一致。碘含量较高的土壤（>4μg/g）基本都集中在在热带、亚热带的季风湿润区,其他区域的土壤碘含量基本上都小于3μg/g。与水系沉积物不同,梅雨区的土壤碘含量在热带、亚热带的季风湿润区的土壤中属于较低水平,基本都小于4μg/g。说明一定时期内降水频繁时,反而会降低土壤碘含量。植被的覆盖对土壤碘的保持具有积极作用,保持土壤中的碘不流失。土壤中的碘不仅受到环境因素的影响,还会受到自身性质的影响,有机质含量高、土壤质地粘重有助于土壤保留碘。（4）研究了胶东半岛岩-土体系中碘的分布及迁移特征。胶东地区地质背景复杂,不同地质单元土壤剖面碘的迁移与地质单元岩性有关。岩-土体系碘的迁移研究表明,土壤对岩石中的碘含量具有一定的继承性。并且大部分研究地区的土壤剖面的碘从深层土壤向浅层土壤迁移。不同岩性的土壤剖面中的碘迁移行为差异明显,火成岩形成的土壤剖面中碘主要是从深层土壤向浅层迁移,沉积岩形成的土壤剖面中碘有向浅层土壤迁移的,也有向深层土壤迁移的。而碘在变质岩形成的土壤剖面迁移规律与变质前的岩石类型接近。
沈荣[10]（2019）在《三种氟喹诺酮药物的生物毒性研究》文中提出氟喹诺酮（Fluoroquinolones,FQs）药物是治疗细菌性感染疾病的高效广谱抗菌药,使用量大,应用广泛。人畜服用后,大部分FQs不能被充分吸收利用,多以原药或活性代谢物形式排泄出机体,随后进入环境,成为一种假持久性新型污染物,对环境和人类健康构成严重威胁,由此带来的环境风险和生态风险已引起国际社会的广泛关注。论文选取使用量最大的环丙沙星（Ciprofloxacin,CPFX）、最新一代的加替沙星（Gatifloxacin,GTFX）和人兽共用的培氟沙星（Pefilxacin,PFLX）这三种FQs药物为代表。采用荧光光谱、同步荧光和计算模拟等方法,研究它们与人血清蛋白（HSA）和脱氧核糖核酸（DNA）的相互作用,从分子水平分析FQs与生物大分子的作用方式和结合性能。利用动物模型暴露的方法,研究三种FQs暴露对斑马鱼胚胎和仔鱼的发育毒性,并从基因表达层面阐明FQs对斑马鱼心血管系统作用的分子机制。研究内容主要包括以下四个方面:（1）通过胚胎暴露实验,研究CPFX、GTFX和PFLX的跨膜作用,具体结果如下:胚胎暴露于FQs中,动力学研究发现CPFX、GTFX和PFLX迁移分为快速扩散和慢速转运两个阶段,其中CPFX和PFLX扩散速度快,GTFX扩散较慢。在跨膜过程,三种FQs均可与胚胎膜发生非共价键相互作用。CPFX和PFLX与胚胎膜作用符合Langmuir等温吸附模型,最大结合比分别为1.22μmol/embryo和3.79μmol/embryo,热力学结合常数分别为55.3 L/μmol和4.00×102 L/μmol。GTFX由于具有一定的疏水性,与胚胎作用时分为两个阶段。低浓度（23.12μM-69.4μM）时,符合经典的Pesavento分配规律,GTFX在胚胎上的分配系数为29.60μL/embryo;高浓度（116μM-694μM）时,符合Langmuir吸附模型,最大结合比为0.17μmol/embryo,热力学结合常数为4.93×102 L/μmol。CPFX和PFLX更容易在胚胎膜外吸附、聚集,少量会通过膜蛋白转运作用被携带进入胞质。而GTFX更容易通过疏水作用穿过膜脂进入胞质,但高浓度时由于自聚作用和氢键加强,大部分则堆积在胚胎膜外。研究阐明了跨膜过程中FQs与胚胎膜的作用形式。（2）研究CPFX、GTFX和PFLX与HSA和DNA生物大分子相互作用,分析其可能的致毒类型,具体结果如下:CPFX、GTFX和PFLX与HSA和DNA之间的相互作用主要都是疏水作用。其中GTFX与HSA及DNA之间是典型的疏水作用;以离子态形式存在的CPFX和PFLX与HSA及DNA之间主要是静电和疏水作用,分子模拟与热力学计算结果一致。FQs-HSA和FQs-DNA的作用力强弱顺序一致,由强到弱依次为:GTFX>CPFX>PFLX。由于疏水堆积和氢键共同作用,GTFX相对更容易进入HSA内部疏水区和DNA碱基对,引起代谢毒性和基因功能障碍,而CPFX和PFLX难以引起代谢毒性。研究为毒性效应分析提供理论依据。（3）采用动物模型暴露的方法,对斑马鱼胚胎和仔鱼进行暴露实验,从胚胎自主运动、孵化率、胚胎和仔鱼存活率及致畸效应等方面评价CPFX、GTFX和PFLX的发育急性毒性,具体结果如下:自主运动毒性（抑制）顺序为:GTFX>CPFX>PFLX,这与GTFX、CPFX和PFLX跨膜难易顺序相一致。因此初步判定容易跨膜的FQs对斑马鱼自主运动毒性更大。CPFX（0.68 mM-3.40 mM）暴露使胚胎孵化延迟,GTFX（2.66 mM-5.33 mM）刺激孵化,但对最终孵化率影响不大（p>0.05）,而PFXC（2.13 mM-15.97 mM）暴露显着抑制胚胎孵化（p<0.05）。这可能与胚胎膜通透性有一定关系,因为PFXC与膜结合分子数是CPFX的三倍,即PFXC更容易在胚胎膜表面形成积累,阻塞膜通道,从而影响正常孵化。这三种FQs暴露胚胎和仔鱼存活率都随暴露时间和浓度的增大而减小。同时,失去绒毛膜保护的仔鱼对FQs暴露表现出更高敏感性。其中,CPFX暴露3 d胚胎和仔鱼的LC50值分别为2.271 mM和1.629mM;GTFX暴露5 d胚胎和仔鱼的LC50值分别为5.224 mM和3.169 mM;PFLX暴露4 d胚胎和仔鱼的LC50值分别为8.446 mM和5.728 mM。GTFX显着抑制胚胎心率（p<0.05）,致畸效应明显,胚胎出现心包水肿、卵黄囊肿大、脊椎弯曲等畸形症状。这是由于胚胎膜表面吸附的GTFX易通过疏水作用突破胚胎膜,与血液中血清蛋白（SA）结合能力强,而且易与DNA结合影响基因表达,进而造成代谢毒性和基因功能障碍。而CPFX和PFLX对胚胎心率没有影响（p>0.05）,对胚胎也没有致畸毒性。这是因为大部分的CPFX和PFLX被吸附在胚胎膜表面,只有极少量通过膜蛋白转运作用进入膜内部,而且与SA及DNA的结合能力较弱,不足以诱发形态异常。（4）进一步研究了CPFX和GTFX对斑马鱼心血管系统影响的相关基因表达,为揭示其致毒分子机理提供了重要信息。具体结果如下:CPFX（0.41 mM-5.05 mM）暴露未诱发斑马鱼心包水肿、血栓及出血,但会导致心脏功能受损,使心率减慢,同时抑制了心输出血量和血流速度。GTFX（1.12 mM-11.18 mM）暴露诱发斑马鱼心血管形态异常（心包水肿）,导致心血管功能受损（心动过缓和循环异常）,但未发现斑马鱼心房心室组织结构变化。通过对负责钙离子转运、编码肌浆网上的钙离子受体的ATP-酶相关基因（atp2a1l）、控制电压依赖性钙离子通道相关基因（cacna1ab）和心肌肌钙蛋白C调控基因（tnnc1a）表达谱分析,发现CPFX能够显着性抑制tnnc1a和atp2a1l的表达,对cacna1ab基因表达有促进趋势。而GTFX显着抑制atp2a1l基因的表达,表现出抑制tnnc1a基因表达的趋势,但不影响cacna1ab基因表达。CPFX和GTFX诱导心血管毒性的分子机制可能主要是通过atp2a1l下调,使钙离子转运和编码肌浆网上钙离子受体的功能受到抑制;通过tnnc1a下调,抑制心肌收缩;从而引起心脏功能紊乱。论文首次综合分析三种FQs与胚胎膜、生物大分子和个体毒性特征间的相关性。从微观（基因）到个体（分子、胚胎、群体）系统性开展了研究。从膜吸附、分子作用、基因表达和毒性表现四个层次揭示FQs环境污染物的致毒机理。研究成果可为FQs的生态毒理学提供更多的信息,有望为水环境中FQs的环境质量标准制定,环境药品监管和风险评估提供实验基础。
二、黄河水中丙氨酸对铅(Ⅱ)与表层沉积物相互作用的影响（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、黄河水中丙氨酸对铅(Ⅱ)与表层沉积物相互作用的影响（论文提纲范文）
（1）莱州湾微塑料污染特征及其对典型双壳贝类生态毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 微塑料定义和来源 |
| 1.1.1 微塑料定义 |
| 1.1.2 微塑料来源 |
| 1.2 多环境介质中微塑料污染 |
| 1.2.1 水体中微塑料污染现状 |
| 1.2.2 沉积物中微塑料污染现状 |
| 1.2.3 生物体中微塑料污染现状 |
| 1.3 微塑料对水生生物的影响 |
| 1.3.1 繁殖 |
| 1.3.2 能量储备和生长 |
| 1.3.3 免疫功能 |
| 1.3.4 营养级传递 |
| 1.4 莱州湾简介 |
| 1.5 模式生物选择 |
| 1.6 本论文的研究意义、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究意义及内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第2章 莱州湾微塑料污染特征研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 微塑料提取 |
| 2.2.3 微塑料样品的镜检 |
| 2.2.4 微塑料的聚合物类型鉴定 |
| 2.2.5 污染控制 |
| 2.2.6 洋流模拟 |
| 2.2.7 数据统计与分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 微塑料丰度 |
| 2.3.2 微塑料的形状及尺寸特征 |
| 2.3.3 微塑料化学组成 |
| 2.3.4 微塑料分布特征 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 表层水和沉积物中的微塑料 |
| 2.4.2 生物体内微塑料 |
| 2.4.3 环境与鱼类中微塑料的关系 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 长牡蛎对微塑料暴露的生理响应 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 微塑料制备 |
| 3.2.3 室内暴露 |
| 3.2.4 微塑料富集 |
| 3.2.5 生理行为测量 |
| 3.2.6 抗氧化指标、能量代谢和脂质代谢指标的测定 |
| 3.2.7 综合生物标志物响应指数法(IBR) |
| 3.2.8 组织学分析 |
| 3.2.9 毒理学风险评估 |
| 3.2.10 统计分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 微塑料在组织中的富集 |
| 3.3.2 生理指标响应 |
| 3.3.3 氧化应激 |
| 3.3.4 能量和脂质代谢 |
| 3.3.5 综合生物标志物响应 |
| 3.3.6 病理组织学损伤 |
| 3.3.7 危险指数评价 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 微塑料对长牡蛎毒性效应的组学研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 微塑料制备 |
| 4.2.3 室内暴露 |
| 4.2.4 代谢组学 |
| 4.2.5 蛋白质组学 |
| 4.2.6 目的基因表达定量分析 |
| 4.2.7 统计分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 差异代谢物 |
| 4.3.2 代谢通路分析 |
| 4.3.3 差异表达蛋白质 |
| 4.3.4 生物信息分析 |
| 4.3.5 iTRAQ蛋白质组学的验证 |
| 4.3.6 细胞凋亡调控和分子伴侣的作用 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 微塑料对菲律宾蛤仔和栉孔扇贝生理响应的比较研究 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 微塑料制备 |
| 5.2.3 室内暴露 |
| 5.2.4 微塑料的富集 |
| 5.2.5 生理行为测量 |
| 5.2.6 抗氧化指标、能量代谢和脂质代谢指标的测定 |
| 5.2.7 综合生物标志物响应指数法(IBR) |
| 5.2.8 组织学分析 |
| 5.2.9 毒理学风险评估 |
| 5.2.10 统计分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 菲律宾蛤仔和栉孔扇贝对微塑料的富集作用 |
| 5.3.2 生理指标响应 |
| 5.3.3 生物标志物变化 |
| 5.3.3.1 氧化应激 |
| 5.3.3.2 能量代谢 |
| 5.3.3.3 脂质代谢 |
| 5.3.4 组织损伤 |
| 5.3.5 综合生物标志物响应 |
| 5.3.6 证据权重评估 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 本研究主要结论 |
| 6.2 本研究的创新点 |
| 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 |
（2）镉和砷对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 中国近海镉、砷污染的来源及现状 |
| 1.1.1 Cd、As污染的来源 |
| 1.1.2 中国近海Cd和As污染现状 |
| 1.2 Cd和As毒性机制的研究进展 |
| 1.2.1 Cd毒性机制的研究进展 |
| 1.2.2 As毒性机制的研究进展 |
| 1.3 海洋双壳贝类在重金属污染监测及毒理效应研究中的应用 |
| 1.3.1 海洋双壳贝类是理想的海洋环境监测生物 |
| 1.3.2 Cd对海洋双壳贝类的毒理效应研究进展 |
| 1.3.3 As对海洋双壳贝类的毒理效应研究进展 |
| 1.4 剂量-效应关系概要及其在生态毒理学研究中的应用 |
| 1.4.1 剂量-效应关系的类型 |
| 1.4.2 基准剂量方法 |
| 1.4.3 基于组学技术的剂量-效应关系研究进展 |
| 1.5 Meta分析概要及其在生态领域研究中的应用 |
| 1.5.1 Meta分析的基本步骤 |
| 1.5.2 Meta分析在生态学研究领域的应用 |
| 1.6 本论文的研究意义、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 Cd对海洋双壳贝类毒性效应的Meta分析 |
| 2.1 资料与方法 |
| 2.1.1 文献检索及筛选 |
| 2.1.2 数据提取 |
| 2.1.3 效应值的选取及统计分析 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 文章检索和数据提取结果 |
| 2.2.2 Cd对海洋双壳贝类毒性效应的物种差异 |
| 2.2.3 Cd对海洋双壳贝类毒性效应的组织差异 |
| 2.2.4 海洋双壳贝类应对Cd暴露毒性效应指标的响应特征 |
| 2.2.5 Cd暴露浓度对海洋双壳贝类毒性效应的影响 |
| 2.2.6 响应指标与Cd的剂量-效应关系 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 Cd对海洋双壳贝类毒性的物种、组织特异性 |
| 2.3.2 Cd对海洋双壳贝类毒性效应指标的剂量-效应关系 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 Cd对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试剂与仪器 |
| 3.1.2 Cd暴露实验 |
| 3.1.3 样品采集和处理 |
| 3.1.4 Cd富集量及必需金属元素含量测定 |
| 3.1.5 转录组测序及生物信息学分析 |
| 3.1.6 基于核磁共振技术的代谢组学分析 |
| 3.1.7 酶活性及GSH含量检测 |
| 3.1.8 组织病理损伤评价及细胞凋亡测定 |
| 3.1.9 剂量-效应关系模型拟合及BMD值计算 |
| 3.1.10 统计分析 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 菲律宾蛤仔整体组织中Cd及必需金属元素含量 |
| 3.2.2 菲律宾蛤仔整体组织转录组对Cd暴露的响应 |
| 3.2.3 菲律宾蛤仔整体组织代谢组对Cd暴露的响应 |
| 3.2.4 菲律宾蛤仔整体组织酶活及GSH等指标对Cd暴露的响应 |
| 3.2.5 Cd暴露导致的菲律宾蛤仔鳃和消化腺细胞凋亡及组织损伤 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 Cd对菲律宾蛤仔离子内稳态的影响机制 |
| 3.3.2 Cd诱导菲律宾蛤仔氧化应激的机制 |
| 3.3.3 Cd对菲律宾蛤仔代谢动态平衡的影响机制 |
| 3.3.4 Cd诱导菲律宾蛤仔细胞凋亡及组织损伤的机制 |
| 3.3.5 Cd对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 As(V)对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试剂与仪器 |
| 4.1.2 As(Ⅴ)对菲律宾蛤仔的96h半致死浓度测定 |
| 4.1.3 As(Ⅴ)暴露实验 |
| 4.1.4 样品采集和处理 |
| 4.1.5 总砷及砷形态含量测定 |
| 4.1.6 转录组测序及生物信息学分析 |
| 4.1.7 基于质谱技术的代谢组分析 |
| 4.1.8 组织病理损伤评价 |
| 4.1.9 BMD建模及计算 |
| 4.2 实验结果 |
| 4.2.1 菲律宾蛤仔整体组织中总砷及各砷形态含量 |
| 4.2.2 菲律宾蛤仔整体组织转录组对As(Ⅴ)暴露的响应 |
| 4.2.3 菲律宾蛤仔整体组织代谢组对As(Ⅴ)暴露的响应 |
| 4.2.4 As(Ⅴ)暴露导致的菲律宾蛤仔鳃和消化腺组织病理损伤 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 菲律宾蛤仔体内砷形态的转化机制 |
| 4.3.2 As(Ⅴ)诱导菲律宾蛤仔体内氧化应激的机制 |
| 4.3.3 As(Ⅴ)对菲律宾蛤仔生殖内分泌干扰效应 |
| 4.3.4 As(Ⅴ)对菲律宾蛤仔代谢动态平衡的影响机制 |
| 4.3.5 As(Ⅴ)对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 纳入Meta分析中的文献目录 |
| 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 |
（3）出土彩绘石质佛造像表面沉积结壳的清洗研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 出土彩绘石质佛造像的基本情况 |
| 2.1.1 出土彩绘石质文物的埋藏原因及价值 |
| 2.1.2 出土彩绘石质文物代表性遗址 |
| 2.1.3 出土彩绘石质文物常见本体材料 |
| 2.2 石质文物沉积结壳的成因及清洗研究 |
| 2.2.1 结壳的成分结构及成因 |
| 2.2.2 结壳的清洗方法 |
| 2.2.3 出土石质文物清洗评价体系 |
| 2.3 选题意义、研究内容、创新性、研究方法 |
| 2.3.1 选题意义 |
| 2.3.2 研究内容 |
| 2.3.3 选题创新性 |
| 2.3.4 研究方法和技术路线 |
| 3 出土彩绘石质佛造像保存现状及沉积结壳研究 |
| 3.1 分析方法与测试条件 |
| 3.1.1 表面信息观察 |
| 3.1.2 无机材料的成分与结构分析 |
| 3.1.3 有机胶结材料成分与结构分析 |
| 3.1.4 埋藏土壤中离子组成分析 |
| 3.2 出土彩绘石质佛造像材质分析 |
| 3.2.1 造像石材 |
| 3.2.2 造像彩绘颜料 |
| 3.2.3 造像彩绘胶结材料 |
| 3.2.4 造像彩绘工艺探讨 |
| 3.3 出土彩绘石质佛造像表面沉积结壳及形成机理讨论 |
| 3.3.1 造像病害情况 |
| 3.3.2 沉积结壳成分及结构 |
| 3.3.3 沉积结壳形成环境 |
| 3.3.4 沉积结壳形成机理讨论 |
| 3.4 小结 |
| 4 沉积结壳清洗材料研究 |
| 4.1 清洗剂研究 |
| 4.1.1 实验材料方法及测试仪器条件 |
| 4.1.2 清洗剂初筛 |
| 4.1.3 清洗剂清洗效率 |
| 4.1.4 清洗剂对样块表面影响 |
| 4.2 凝胶研究 |
| 4.2.1 实验材料与实验方法 |
| 4.2.2 凝胶筛选 |
| 4.2.3 PVAm凝胶清洗材料化学结构 |
| 4.2.4 PVAm凝胶清洗材料粘度 |
| 4.2.5 PVAm凝胶清洗材料酸碱度 |
| 4.2.6 PVAm凝胶清洗材料中溶液渗透性 |
| 4.2.7 PVAm凝胶清洗材料清洗机理 |
| 4.3 小结 |
| 5 PVAm凝胶材料清洗研究 |
| 5.1 实验材料与实验方法 |
| 5.1.1 模拟样品制备材料 |
| 5.1.2 模拟样品制备方法 |
| 5.2 PVAm凝胶材料清洗效率 |
| 5.3 PVAm凝胶材料清洗的表面影响 |
| 5.3.1 表面形貌 |
| 5.3.2 表面色差 |
| 5.4 PVAm凝胶材料清洗的水理结构影响 |
| 5.4.1 孔隙率 |
| 5.4.2 吸水率 |
| 5.5 文物清洗案例 |
| 5.5.1 清洗经过 |
| 5.5.2 清洗效果 |
| 5.6 小结 |
| 6 出土石质文物清洗评价体系研究 |
| 6.1 出土石质文物清洗评价指标体系建立 |
| 6.1.1 评价指标体系构建原则 |
| 6.1.2 评价指标体系建立 |
| 6.1.3 评价体系中指标含义 |
| 6.2 出土石质文物清洗综合评价模型的建立 |
| 6.2.1 层次分析赋权 |
| 6.2.2 模糊灰色聚类 |
| 6.2.3 等级评分依据 |
| 6.3 出土石质文物清洗评价实例 |
| 6.3.1 评分来源 |
| 6.3.2 模糊灰色聚类 |
| 6.3.3 评价结果分析 |
| 6.4 出土石质文物清洗评价体系分析 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论及展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 附录一: 出土石质文物清洗效果评分表 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（4）Burkholderia xenovorans LB400联苯双加氧酶的人工进化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 多氯联苯概述 |
| 1.1.1 多氯联苯的来源 |
| 1.1.2 多氯联苯的理化性质 |
| 1.2 海岸带的多氯联苯污染 |
| 1.2.1 国外海岸带受多氯联苯的污染情况 |
| 1.2.2 国内海岸带受多氯联苯的污染情况 |
| 1.3 多氯联苯的修复方法 |
| 1.3.1 物理修复 |
| 1.3.2 化学修复 |
| 1.3.3 生物修复 |
| 1.4 多氯联苯的微生物降解途径 |
| 1.4.1 厌氧降解途径 |
| 1.4.2 好氧降解途径 |
| 1.4.3 联苯双加氧酶 |
| 1.5 Burkholderia xenovorans LB400 及其BphAE活性催化位点分析 |
| 1.5.1 Burkholderia xenovorans LB400 |
| 1.5.2 BphAE_(LB400)及其突变体分析 |
| 1.6 联苯双加氧酶类型及反应机理 |
| 1.7 突变方法及突变位点的确定 |
| 1.8 总结 |
| 1.9 研究目的和意义 |
| 1.10 研究内容和技术路线 |
| 第2章 联苯双加氧酶突变体的构建与表达 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 菌株、质粒和试剂 |
| 2.2.2 培养基与缓冲液 |
| 2.2.3 主要实验仪器 |
| 2.2.4 数据库及分析软件 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 联苯双加氧酶活性位点氨基酸分析 |
| 2.3.2 BphAE_(LB400)突变体构建 |
| 2.3.3 BphAEs表达 |
| 2.4 实验结果与讨论 |
| 2.4.1 BphAE_(LB400)活性位点氨基酸分析 |
| 2.4.2 BphAE_(LB400)突变基因的扩增 |
| 2.4.3 BphAE_(LB400)与突变蛋白关键位点氨基酸 |
| 2.4.4 BphAE_(LB400)及其突变蛋白的SDS-PAGE分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 BphAEs对于联苯和PCBs的动力学参数测定 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 菌株、质粒和试剂 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 BphAEs对联苯的动力学参数测定 |
| 3.3.2 BphAEs对低氯代联苯的动力学参数测定 |
| 3.3.3 BphAEs对高氯代联苯的动力学参数测定 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 BphAEs对典型二氯联苯代谢产物的鉴定及区域专一性分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 菌株、质粒和试剂 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 实验结果与讨论 |
| 4.3.1 BphAEs对2,2’-CB的区域专一性分析 |
| 4.3.2 BphAEs对2,5-CB的区域专一性分析 |
| 4.3.3 BphAEs对2,6-CB的区域专一性分析 |
| 4.3.4 代谢产物特性及后续代谢研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 BphAEs对不同类型PCBs的降解 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 菌株、质粒和试剂 |
| 5.2.2 实验方法 |
| 5.3 实验结果与讨论 |
| 5.3.1 BphAEs对三氯和四氯联苯的降解 |
| 5.3.2 BphAEs对高氯联苯的降解 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 BphAEs的结构分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料 |
| 6.2.1 实验模拟及对接所用模板及配体 |
| 6.2.2 数据库及分析软件 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 BphAE_(LB400)突变蛋白的三级结构模拟 |
| 6.3.2 BphAEs的催化活性空腔体积分析 |
| 6.3.3 BphAEs与配体的对接 |
| 6.4 实验结果与讨论 |
| 6.4.1 BphAEs的三级结构模拟 |
| 6.4.2 关键位点氨基酸残基对催化活性空腔的影响 |
| 6.4.3 BphAEs与配体结合方式及空间构象分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 总结与讨论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
| 附录 |
（5）海洋重金属离子及相关酶活性的电化学传感研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 海洋生态重金属离子的污染现状 |
| 1.1.1 海洋近海海域内海水重金属离子污染现状 |
| 1.1.2 近海海域表层沉积物重金属离子污染现状 |
| 1.1.3 海洋植物体内重金属离子污染现状 |
| 1.1.4 海洋贝类重金属离子污染现状 |
| 1.1.5 海洋鱼类重金属离子污染现状 |
| 1.2 重金属离子污染对海洋生物的影响 |
| 1.2.1 生长繁殖 |
| 1.2.2 免疫系统 |
| 1.2.3 神经毒性 |
| 1.3 重金属离子检测方法 |
| 1.3.1 光谱法 |
| 1.3.2 质谱法 |
| 1.3.3 色谱法 |
| 1.3.4 电化学法 |
| 1.4 重金属离子胁迫下机体产生的应答生化指标及其检测方法 |
| 1.4.1 组氨酸 |
| 1.4.2 末端脱氧核苷酸转移酶 |
| 1.4.3 碱性磷酸酶 |
| 1.5 主要研究内容和意义 |
| 第二章 阳极溶出快速扫描伏安法测定Zn~(2+) |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 药品及试剂 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 玻碳电极原位沉积生成锌汞齐膜 |
| 2.2.4 Zn~(2+)的检测 |
| 2.2.5 含汞、锌废水的处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 测定灵敏度和稳定性 |
| 2.3.2 扫描速率对FSASV检测方法的影响 |
| 2.3.3 快速扫描阳极溶出伏安法的分析表征 |
| 2.3.4 海水水样中Zn~(2+)的测定 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 基于杂交链反应及Td T调控双重信号放大的Pb~(2+)交流阻抗传感器研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 药品及试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 凝胶电泳 |
| 3.2.4 传感器的制备 |
| 3.2.5 铅离子浓度检测 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 传感机理 |
| 3.3.2 可行性分析 |
| 3.3.3 铅离子的检测 |
| 3.3.4 海水中铅离子的检测 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 G4-纳米线介导的开关调控电化学生物传感器研究-用于镍离子和组氨酸的灵敏检测 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 药品及试剂 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 凝胶电泳实验 |
| 4.2.4 G4-纳米线的形成 |
| 4.2.5 分析与表征 |
| 4.2.6 传感器的制备 |
| 4.2.7 镍离子和组氨酸检测 |
| 4.2.8 逻辑门设计 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 研究机理 |
| 4.3.2 可行性分析 |
| 4.3.3 实验条件优化 |
| 4.3.4 传感器的性能分析 |
| 4.3.5 逻辑门应用 |
| 4.3.6 实际样本分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 基于Adenine/Au配合物的多功能电化学平台用于超灵敏DNA相关酶活性测定 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 药品及试剂 |
| 5.2.2 实验仪器 |
| 5.2.3 腺嘌呤/Au配合物的制备 |
| 5.2.4 DNA 吸附实验 |
| 5.2.5 传感器的制备 |
| 5.2.6 TdT活性的检测 |
| 5.2.7 ALP活性的检测 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 传感器的检测原理 |
| 5.3.2 腺嘌呤/Au配合物的分析表征 |
| 5.3.3 可行性分析 |
| 5.3.4 TdT活性的检测 |
| 5.3.5 ALP活性的检测 |
| 5.4 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 在学研究成果 |
| 致谢 |
（6）河口湿地大型底栖无脊椎动物对土壤生源要素分布特征的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 大型底栖无脊椎动物的概念与类型 |
| 1.2.2 大型底栖动物研究的热点区域与内容 |
| 1.2.3 河口湿地土壤碳、氮、磷研究进展 |
| 1.2.4 底栖动物生物扰动作用的研究进展 |
| 1.2.5 土壤DOM的研究进展 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 研究区概况及实验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 野外采样 |
| 2.2.1 样带和样地设置 |
| 2.2.2 供试土壤样品采集 |
| 2.2.3 底栖动物采集 |
| 2.3 室内培养 |
| 2.3.1 培养装置 |
| 2.3.2 实验设计 |
| 2.3.3 样品采集 |
| 2.3.4 样品分析方法 |
| 2.4 数据计算与处理 |
| 2.4.1 荧光区域积分法 |
| 2.4.2 数据处理 |
| 第三章 大型底栖无脊椎动物的扰动作用对土壤生源要素分布特征的影响 |
| 3.1 双齿围沙蚕和天津厚蟹的扰动作用实验观察 |
| 3.2 大型底栖无脊椎动物扰动土壤生源要素分布特征的影响 |
| 3.2.1 DOC、TOC分布特征 |
| 3.2.2 NH_3-N、NO_3~--N分布特征 |
| 3.2.3 TP分布特征 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 大型底栖无脊椎动物对土壤碳含量分布特征的影响 |
| 3.3.2 大型底栖无脊椎动物对土壤NH_3-N、NO_3~--N分布特征的影响 |
| 3.3.3 大型底栖无脊椎动物对土壤TP分布特征的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 大型底栖无脊椎动物对土壤DOM的紫外-可见及荧光特征的影响 |
| 4.1 生物扰动对土壤DOM紫外-可见吸收光谱特性的影响 |
| 4.2 生物扰动对土壤DOM的荧光特征的影响 |
| 4.2.1 DOM三维荧光光谱指数 |
| 4.2.2 土壤DOM的三维荧光光谱特征 |
| 4.3 生物扰动对土壤DOM组分特征的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论、创新点与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
（7）镉和砷对许氏平鲉幼鱼毒理效应蛋白质组学和代谢组学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 我国近海痕量金属污染概况 |
| 1.2 我国近海镉和砷的污染特点 |
| 1.2.1 镉和砷在我国近海海水中的含量概况 |
| 1.2.2 镉和砷在我国近海沉积物中的含量概况 |
| 1.2.3 镉和砷在海洋生物中的富集 |
| 1.3 镉和砷对海洋生物的毒性效应及作用机制 |
| 1.3.1 镉和砷对海洋生物的毒性效应 |
| 1.3.2 海洋生物对镉和砷胁迫的应答机制 |
| 1.4 组学技术在海洋生态毒理学研究中的应用 |
| 1.4.1 转录组学在海洋生态毒理学研究中的应用 |
| 1.4.2 蛋白质组学在海洋生态毒理学研究中的应用 |
| 1.4.3 代谢组学在海洋生态毒理学研究中的应用 |
| 1.5 本论文的研究内容、意义及技术路线 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 镉对许氏平鲉幼鱼毒理效应蛋白质组学和代谢组学研究 |
| 2.1 实验方法 |
| 2.1.1 镉暴露实验 |
| 2.1.2 镉对许氏平鲉幼鱼毒理效应的代谢组学研究 |
| 2.1.3 镉对许氏平鲉幼鱼毒理效应的蛋白质组学研究 |
| 2.1.4 对许氏平鲉幼鱼总镉含量的测定 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 镉暴露对许氏平鲉幼鱼金属含量的影响 |
| 2.2.2 镉暴露对许氏平鲉幼鱼代谢组的影响 |
| 2.2.3 镉暴露对许氏平鲉幼鱼蛋白组的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 镉在许氏平鲉幼鱼体内的富集 |
| 2.3.2 代谢 |
| 2.3.3 免疫和氧化应激 |
| 2.3.4 细胞骨架 |
| 2.3.5 信号转导和神经毒性 |
| 2.3.6 基因表达 |
| 2.3.7 蛋白质转运 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 砷对许氏平鲉幼鱼毒理效应蛋白质组学和代谢组学研究 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 砷暴露实验 |
| 3.1.2 砷对许氏平鲉幼鱼毒理效应的代谢组学研究 |
| 3.1.3 砷对许氏平鲉幼鱼毒理效应的蛋白组学研究 |
| 3.1.4 对许氏平鲉幼鱼总砷含量的测定 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 砷暴露对许氏平鲉幼鱼金属含量的影响 |
| 3.2.2 砷暴露对许氏平鲉幼鱼代谢组的影响 |
| 3.2.3 砷暴露对许氏平鲉幼鱼蛋白组的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 砷在许氏平鲉幼鱼体内的富集 |
| 3.3.2 糖酵解 |
| 3.3.3 脂质和氨基酸代谢 |
| 3.3.4 线粒体能量代谢 |
| 3.3.5 信号转导 |
| 3.3.6 细胞骨架 |
| 3.3.7 基因表达和蛋白质转运 |
| 3.3.8 氧化应激、免疫和凋亡 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 结论与研究展望 |
| 4.1 本研究的主要结论 |
| 4.2 本研究的创新点 |
| 4.3 本研究的不足和展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（8）从氨基酸视角浅析极地冰川融水及毗邻近海海水有机质的成分和含义（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要缩略语表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 有机质的研究意义 |
| 1.2 氨基酸在海洋有机地球化学研究中的主要应用 |
| 1.2.1 氨基酸的存在形式 |
| 1.2.2 氨基酸指标对有机质早期成岩过程(降解程度)的量化指征 |
| 1.3 极地河口海岸有机质的研究现状和存在问题 |
| 1.4 本文的研究意义和研究内容 |
| 第二章 研究区域和研究方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.1.1 北极斯瓦尔巴德群岛 |
| 2.1.1.1 新奥尔松地区 |
| 2.1.1.2 巴伦支堡地区 |
| 2.1.2 南极菲尔德斯半岛 |
| 2.2 采样与分析方法 |
| 2.2.1 样品采集方法 |
| 2.2.2 样品测定方法 |
| 2.2.2.1 实验仪器、器皿和试剂 |
| 2.2.2.2 实验准备工作 |
| 2.2.2.3 氨基酸的分析方法 |
| 2.2.2.4 其它参数的测定方法 |
| 第三章 北极新奥尔松地区冰川融水河流和毗邻峡湾海水中的有机质特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 样品介绍 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 大面调查 |
| 3.3.2 培养实验 |
| 3.3.3 POC实际测定值校正POC监测值 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 冰川融水及毗邻峡湾海水中有机质的来源演替 |
| 3.4.2 冰川融水河流溶解有机质进入峡湾后命运浅析 |
| 3.4.3 海湾河的径流通量和输送效率 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 北极巴伦支堡地区冰川融水河流和毗邻峡湾海水中的有机质特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 样品介绍 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 冰川融水河流各参数的分布特征 |
| 4.3.2 绿河:从盆地到河口各参数的分布特征 |
| 4.3.3 峡湾海水中各参数的分布特征 |
| 4.3.4 培养实验结果 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 从有机质成分浅析冰川融水到毗邻峡湾中有机质来源的演替 |
| 4.4.2 斯瓦尔巴德群岛冰川融水入海物质通量初探 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 南极菲尔德斯半岛冰川融水河流及毗邻海湾水体中的有机质特征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 样品介绍 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 河流中各参数的分布特征 |
| 5.3.2 河流增程下的生源物质变化 |
| 5.3.3 玉泉河河口的各参数变化 |
| 5.3.4 麦克斯韦尔海湾的各参数空间分布 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 冰川融水河流和海湾中有机质来源的演替特征 |
| 5.4.2 湖泊中的有机质特征 |
| 5.4.3 柯林斯冰帽消融输出的物质通量估算 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 总结 |
| 6.1 主要发现 |
| 6.2 本文的特色和创新点 |
| 6.3 问题与不足 |
| 6.4 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（9）典型流域土壤水系沉积物碘的空间分布特征研究（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.2 海洋中的碘 |
| 1.3 大气中的碘 |
| 1.4 岩石中的碘 |
| 1.5 土壤中的碘 |
| 1.5.1 地理因素 |
| 1.5.2 土壤的固碘能力 |
| 1.5.3 土壤中碘的得失途径 |
| 1.6 沉积物中的碘 |
| 1.7 水中的碘 |
| 1.8 植物中的碘 |
| 1.9 海洋-大气-陆地体系的碘迁移 |
| 1.9.1 海洋-大气体系的碘转移 |
| 1.9.2 大气-陆地体系的碘转移 |
| 1.10 陆地上的碘迁移 |
| 1.10.1 岩石-土壤体系的碘转移 |
| 1.10.2 土壤-植物体系的碘转移 |
| 1.10.3 沉积物-地下水体系的碘转移 |
| 1.11 地质样品中常用的样品前处理方法研究 |
| 1.11.1 碱融法 |
| 1.11.2 碱液热提取 |
| 1.11.3 高温水解法 |
| 1.11.4 其他方法 |
| 1.12 碘的分析方法相关研究 |
| 1.12.1 滴定法 |
| 1.12.2 分光光度法(Spectrophotometry) |
| 1.12.3 色谱法(Chromatography) |
| 1.12.4 原子吸收光谱法(AAS) |
| 1.12.5 原子发射光谱(AES) |
| 1.12.6 电感耦合等离子体质谱(ICP-MS) |
| 1.13 研究内容及实物工作量 |
| 第二章 密闭碱提取甲烷增敏ICP-MS测定土壤、沉积物中痕量碘 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 实验试剂和标准参考物质 |
| 2.1.3 实验方法与测定 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 酸消解法和氨水消解法的对比 |
| 2.2.2 消解方法的条件优化 |
| 2.2.3 碘背景信号的降低 |
| 2.2.4 测定过程中碘的记忆效应抑制 |
| 2.2.5 甲烷增敏 |
| 2.2.6 内标的选择 |
| 2.2.7 检出限 |
| 2.2.8 方法准确性 |
| 2.2.9 样品分析 |
| 2.2.10 缺乏碘认证值的标准参考物质 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 典型流域水系沉积物碘的空间分布特征 |
| 3.1 水系沉积物样品的采集环境及样品性质 |
| 3.2 不同水系流域的水系沉积物碘含量的分布情况 |
| 3.3 流域环境因子对水系沉积物碘含量的影响 |
| 3.3.1 季风及走向对流域水系沉积物碘含量的影响 |
| 3.3.2 干湿状况及降水量对水系沉积物碘含量的影响 |
| 3.3.3 气候带对水系沉积物中碘含量的影响 |
| 3.3.4 流域岩性对水系沉积物中碘含量的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 不同类型土壤中的碘分布特征 |
| 4.1 土壤样品的采集背景及样品性质 |
| 4.2 不同土壤类型的土壤碘含量分布情况 |
| 4.3 大气干湿沉降对土壤碘含量的影响 |
| 4.4 气候带对不同类型土壤碘分布的影响 |
| 4.5 植被分布对不同类型土壤碘分布的影响 |
| 4.6 土壤有机质对土壤碘含量的影响 |
| 4.7 成土母质对土壤碘含量的影响 |
| 4.8 土壤p H对土壤碘含量的影响 |
| 4.9 土壤碘含量与土壤质地之间的关系 |
| 4.10 小结 |
| 第五章 岩-土体系中碘的分布及迁移特征-以胶东半岛为例 |
| 5.1 胶东半岛的自然环境 |
| 5.1.1 气候条件 |
| 5.1.2 水系河流 |
| 5.2 胶东半岛的地层概况 |
| 5.2.1 太古宙地层 |
| 5.2.2 元古代地层 |
| 5.2.3 中生代地层 |
| 5.3 采样区域概况 |
| 5.4 样品采集和处理 |
| 5.5 研究区不同岩性岩石中的碘含量 |
| 5.6 成土母岩地层、岩性与土壤碘含量的关系 |
| 5.7 研究区的土壤性质对土壤碘含量的影响 |
| 5.8 土壤发育程度与碘之间的关系 |
| 5.9 表层土壤理化性质与碘含量的关系 |
| 5.10 深层土壤理化性质与碘含量的关系 |
| 5.11 岩-土剖面的风化程度与碘含量之间的关系 |
| 5.12 岩-土剖面的元素迁移特征 |
| 5.12.1 花岗岩剖面 |
| 5.12.2 安山岩剖面 |
| 5.12.3 砂岩剖面 |
| 5.12.4 灰岩剖面 |
| 5.12.5 花岗质片麻岩剖面 |
| 5.12.6 长石石英岩剖面 |
| 5.13 本章小结 |
| 第六章 结论与建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（10）三种氟喹诺酮药物的生物毒性研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 缩略词表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 FQs抗生素的毒性 |
| 1.2 FQs抗生素环境污染问题 |
| 1.3 FQs致毒机理研究 |
| 1.3.1 FQs的跨膜过程 |
| 1.3.2 FQs与生物大分子作用 |
| 1.3.3 FQs与动物模型暴露 |
| 1.3.4 FQs心血管毒性评价 |
| 1.4 研究目的、意义与研究内容 |
| 1.4.1 研究目的和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 创新点 |
| 1.4.4 技术方案与路线 |
| 2 CPFX/GTFX/PFLX与胚胎膜相互作用 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 仪器和试剂 |
| 2.2.1 主要试剂 |
| 2.2.2 主要溶液 |
| 2.2.3 主要仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 FQs及其暴露对象 |
| 2.3.2 CPFX/GTFX/PFLX测定分析 |
| 2.3.3 CPFX/GTFX/PFLX-胚胎膜相互作用 |
| 2.3.4 数据分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 CPFX/GTFX/PFLX检测方法建立 |
| 2.4.2 CPFX/GTFX/PFLX与胚胎作用平衡与动力学分析 |
| 2.4.3 CPFX/GTFX/PFLX暴露对胚胎膜的影响 |
| 2.4.4 温度对CPFX/GTFX/PFLX与胚胎作用的影响 |
| 2.4.5 胚胎膜形貌变化分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 CPFX/GTFX/PFLX与生物大分子相互作用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 仪器和试剂 |
| 3.2.1 主要试剂 |
| 3.2.2 主要溶液 |
| 3.2.3 主要仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 荧光光谱测定 |
| 3.3.2 计算模拟 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 CPFX/GTFX/PFLX与 HSA相互作用 |
| 3.4.2 CPFX/GTFX/PFLX与 DNA相互作用 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 CPFX/GTFX/PFLX对斑马鱼胚胎和仔鱼的致毒作用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 仪器与试剂 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 溶液配制 |
| 4.3.2 暴露条件筛选 |
| 4.3.3 数据分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 CPFX/GTFX/PFLX对胚胎自主运动的影响 |
| 4.4.2 CPFX/GTFX/PFLX暴露对胚胎孵化率影响 |
| 4.4.3 CPFX/GTFX/PFLX暴露对胚胎和仔鱼存活率的影响 |
| 4.4.4 CPFX/GTFX/PFLX对胚胎和仔鱼心率影响 |
| 4.4.5 CPFX/GTFX/PFLX对胚胎和仔鱼的致畸作用 |
| 4.4.6 CPFX/GTFX/PFLX的膜作用和致毒效应的相关性分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 CPFX/GTFX对斑马鱼的心血管毒性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验仪器与试剂 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 斑马鱼培养 |
| 5.3.2 CPFX/GTFX暴露及最大非致死浓度(MNLC)和LC10测定 |
| 5.3.3 CPFX/GTFX心血管毒性分析 |
| 5.3.4 数据分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 最大非致死浓度(MNLC)和LC10 分析 |
| 5.4.2 CPFX/GTFX对斑马鱼心血管系统的形态影响 |
| 5.4.3 CPFX/GTFX对斑马鱼心血管系统的功能影响 |
| 5.4.4 CPFX/GTFX对斑马鱼钙信号通路和心肌收缩相关基因表达影响 |
| 5.4.5 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| A.作者在攻读学位期间发表文章目录 |
| B.学位论文数据集 |
| 致谢 |
四、黄河水中丙氨酸对铅(Ⅱ)与表层沉积物相互作用的影响（论文参考文献）
- [1]莱州湾微塑料污染特征及其对典型双壳贝类生态毒性效应研究[D]. 滕佳. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2021(01)
- [2]镉和砷对菲律宾蛤仔毒性的剂量-效应关系研究[D]. 战君菲. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2021(01)
- [3]出土彩绘石质佛造像表面沉积结壳的清洗研究[D]. 韩化蕊. 北京科技大学, 2021(08)
- [4]Burkholderia xenovorans LB400联苯双加氧酶的人工进化研究[D]. 李俊德. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2020(01)
- [5]海洋重金属离子及相关酶活性的电化学传感研究[D]. 马少华. 宁波大学, 2020
- [6]河口湿地大型底栖无脊椎动物对土壤生源要素分布特征的影响[D]. 侯永超. 青岛大学, 2020(01)
- [7]镉和砷对许氏平鲉幼鱼毒理效应蛋白质组学和代谢组学研究[D]. 徐兰兰. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2020(01)
- [8]从氨基酸视角浅析极地冰川融水及毗邻近海海水有机质的成分和含义[D]. 马文超. 华东师范大学, 2020(10)
- [9]典型流域土壤水系沉积物碘的空间分布特征研究[D]. 罗璐. 中国地质大学, 2019(05)
- [10]三种氟喹诺酮药物的生物毒性研究[D]. 沈荣. 重庆大学, 2019(01)