3,5-二氯水杨醛缩-4-氨基安替比林Cu(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)配合物的合成、晶体结构及抗肿瘤活性研究

利用3,5-二氯水杨醛与4-氨基安替比林,通过缩合反应,合成3,5-二氯水杨醛缩-4-氨基安替比林希夫碱配体(HL),配体与CuCl_(2)·2H_(2)O、Zn(Ac)_(2)·2H_(2)O,利用溶剂热反应合成两个新型的希夫碱配合物[CuL_(2)](配合物1)和[ZnL_(2)](配合物2)。对合成的配合物进行了红外光谱、热重分析、PXRD表征,用X射线单晶衍射确定了配体(HL)、配合物1和配合物2的分子结构,单晶衍射分析结果表明,配体(HL)晶体属于单斜晶系,空间群为P2_(1)/n,配合物1晶体属于单斜晶系,空间群为C2/c,配合物2晶体属于单斜晶系,空间群为P2_(1)/c,配合物1是四配位的四方形结构,配合物2是扭曲的六配位的八面体结构。MTT法检测了配体(HL)及配合物对3种人体肿瘤细胞株(MDA-MB-231、CNE-2Z、A-549)体外抗肿瘤活性。检测结果显示,配合物对癌细胞的抑制作用明显比配体好,配合物1对MDA-MB-231细胞和CNE-2Z细胞抗增殖活性最好,其IC_(50)值分别为(1.215±0.07)μmol/L、(4.417±0.28)μmol/L均低于顺铂IC_(50)值,配合物2对A-549细胞和MDA-MB-231细胞也表现出较好的抗增殖活性。

Cd(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)对新月菱形藻生长及生化成分的影响

研究了不同浓度的Cd(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)对新月菱形藻Nitzschia closterium生长及细胞内蛋白质、多糖、叶绿素等生化成分含量的影响。结果表明:新月菱形藻对两种重金属均有一定的耐受力;Cd(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)浓度分别低于3.0、1.0 mg/L时对新月菱形藻的生长没有显著影响(P>0.05),高于此浓度则产生明显的抑制作用(P<0.05);Zn(Ⅱ)对新月菱形藻胞内蛋白质含量的影响不明显(P>0.05),Cd(Ⅱ)能抑制新月菱形藻蛋白质的合成;低于3.0 mg/L的Cd(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)能促进新月菱形藻胞内多糖和叶绿素的合成。

还原态氧化石墨烯对Zn(Ⅱ)的吸附动力学与热力学

以乙二胺(EDA)还原氧化石墨烯(GO)制得一种吸附材料,即还原态氧化石墨烯(RGO)。采用批量平衡法研究了RGO对Zn(Ⅱ)的吸附动力学与热力学,利用Lagergren准一级及准二级动力学方程、Langmuir和Freundlich等温方程对实验数据进行了拟合分析。研究结果表明,Lagergren准二级吸附动力学模型能够较好地描述实验结果,表明该吸附过程以化学吸附为主。RGO的吸附在所研究的Zn(Ⅱ)浓度范围内更符合Langmuir等温吸附经验式,ΔH0=-21.60 k J/mol,吸附焓变小于零,表明该吸附为放热过程;吸附吉布斯自由能变化ΔG0为正值,表明该吸附是一个非自发的过程。

Zn(Ⅱ)在仿刺参幼参体内的蓄积及对其生长和存活的影响

采用静水试验法,在水温10～13℃条件下,研究了仿刺参Apostichopus japonicus幼参暴露于Zn(Ⅱ)浓度为0.050、0.150、0.500 mg/L的海水中75 d时,Zn(Ⅱ)在幼参体内的蓄积情况以及对其生长、存活的影响。结果表明:Zn(Ⅱ)浓度为0.050 mg/L和0.150 mg/L的试验组幼参没有出现中毒及死亡的现象,存活率均为100%,体长增长率分别为(60.10±17.11)%、(50.37±6.29)%,体重增长率分别为(145.305±14.671)%、(100.949±40.471)%,与空白对照组(自然海水)幼参的体长(60.34%±17.11%)和体重(146.354%±14.671%)相比,增长率均没有显著差异(P>0.05);但0.150 mg/L浓度组的幼参体长、体重的增长率偏低,且随暴露时间的延长趋势更加明显;而0.500 mg/L浓度组的幼参在Zn(Ⅱ)的长期胁迫下,由缓慢生长、个别死亡转变为中毒萎缩、大量死亡,出现了负增长的现象(体长增长率为-24.94%±13.21%,体重增长率为-23.776%±17.706%),存活率仅为(38.67±15.53)%。Zn(Ⅱ)的毒性效应表现为慢性的、持续的,幼参对Zn(Ⅱ)的蓄积量和蓄积速率与暴露时间、Zn(Ⅱ)浓度呈显著正相关(P<0.05)。试验结束时,空白对照组、0.050、0.150、0.500 mg/L浓度组幼参体内Zn(Ⅱ)的蓄积量分别为开始时的1.4、2.0、2.3、3.8倍,各组的蓄积速率分别为(0.4022±0.1260)、(1.0160±0.0215)、(1.3245±0.0807)、(2.8000±0.0185)mg/(g.d)。高浓缩系数表明,幼参对Zn(Ⅱ)的蓄积能力很强,暴露于自然海水中的幼参就可以蓄积足够的Zn(Ⅱ),可防止Zn(Ⅱ)缺乏产生的不良影响。

Zn（Ⅱ）-NH3-Cl^--CO3^2-H2O体系中Zn（Ⅱ）配合平衡

用双平衡法研究Zn（Ⅱ）-NH3-Cl^--CO3^2-H2O体系中Zn（Ⅱ）配合平衡热力学，求出氨水浓度和氯离子浓度在0～10mol／L范围内变化时，体系中各物种的平衡浓度，绘制热力学平衡图，并对热力学计算结果进行实验验证和差异分析。结果表明：锌离子浓度理论计算值与实验值之间的平均相对误差为7．47％，这说明该热力学模型是正确的，所选数据的准确性较好。

酸化松木粉对废水中重金属离子Cr(Ⅵ)和Zn(Ⅱ)吸附的动力学研究

【目的】利用生物吸附剂处理含铬和锌等重金属污染废水具有原料便宜,操作简单及吸附效率高等特点,本研究旨在从林木资源废弃物中筛选吸附效果优良的生物吸附剂。【方法】选用鱼鳞松松木粉为吸附剂原材料,使用硫酸对其表面进行酸化处理以提高其表面活性,然后研究溶液p H值、溶液温度、Cr(Ⅵ)及Zn(Ⅱ)初始浓度、吸附剂用量和吸附时间对酸化松木粉吸附重金属离子Cr(Ⅵ)及Zn(Ⅱ)的影响。【结果】酸化松木粉吸附重金属离子Cr(Ⅵ)及Zn(Ⅱ)的最优化条件为溶液p H 2.0,溶液温度40℃,铬和锌离子初始浓度20 mg/L,吸附剂用量1.0 g/L,吸附时间120 min。吸附动力学方程分析表明,酸化松木粉吸附重金属离子Cr(Ⅵ)和Zn(Ⅱ)能较好地符合准二级动力学方程。吸附等温模型分析表明,酸化松木粉吸附重金属离子Cr(Ⅵ)和Zn(Ⅱ)能较好地符合Langmuir吸附等温模型。【结论】酸化松木粉对废水中重金属离子Cr(Ⅵ)和Zn(Ⅱ)的吸附效果良好,其吸附过程主要是发生在酸化松木粉表面的单分子层化学吸附。

废毛发生物炭的特性及其对Ni(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附研究

对利用废毛发制备得到的生物炭进行元素组成、扫描电子显微镜(SEM电镜)等特性的分析,考察其对水中重金属的吸附作用。采用Lagergren模型对Ni(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)吸附动力学过程进行拟合,采用Langmuir和Freundlich模型对Ni(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附等温过程进行拟合,以研究生物炭对水中重金属Ni(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附特征。结果表明:生物炭含碳量较高,p H呈碱性,表面结构呈多孔性,具有较强的吸附能力;碳化温度为300、350℃时制备的生物炭,对Ni(Ⅱ)的实际最大平衡吸附量分别为5. 48、6. 25 mg/g,对Zn(Ⅱ)的实际最大平衡吸附量分别为3. 02、3. 78 mg/g;生物炭的吸附以化学吸附为主,碳化温度越高,吸附速率越快,Lagergren模型能较好地描述生物炭对Ni(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的吸附过程; Langmuir和Freundlich模型拟合曲线能较好地描述生物炭对Ni(Ⅱ)和Zn(Ⅱ)的等温吸附,吸附温度升高,生物炭吸附量增加,在温度为20、30和40℃时,对Ni(Ⅱ)的最大吸附量分别为5. 59、7. 16和7. 23 mg/g,对Zn(Ⅱ)的最大吸附量分别为1. 28、1. 29和1. 32 mg/g。

三峡库区消落带土壤对Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的吸附特征

以三峡库区消落带紫色土为对象,采用平衡吸附法研究了Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)在紫色土中的吸附特征,分析了紫色土对重金属的吸附能力.结果表明:(1)随着加入Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)浓度增高,紫色土对Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的吸附量增大,碱性紫色土对Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的吸附量最高分别为1499.5 mg.kg-1、2845.4 mg.kg-1;(2)土壤中有Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)的专性吸附位点,在两者共存的条件下存在竞争吸附,Cu(Ⅱ)的竞争吸附能力大于Zn(Ⅱ),其各自的最大吸附量小于单一离子条件下的吸附量,碱性、中性、酸性紫色土Cu(Ⅱ)最大吸附量的下降幅度分别是14.5%、15.2%、15.9%,Zn(Ⅱ)的最大吸附量下降幅度分别为31.7%、28.1%、25.7%;(3)共存阳离子类型及浓度影响紫色土有效Cu(Ⅱ)、Zn(Ⅱ)含量,随着阳离子的加入,碱性紫色土的有效Cu(Ⅱ)含量增加,酸性紫色土减少,而3种紫色土的有效Zn(Ⅱ)含量均增加.消落带土壤淹水后,水体中Cu(Ⅱ)及其他阳离子的存在使土壤对Zn(Ⅱ)的吸附力降低,造成Zn(Ⅱ)污染的环境风险增加.

微晶酚酞富集-分光光度法测定痕量Zn(Ⅱ)

建立了一种利用修饰有结晶紫(CV+)的微晶酚酞作为固态吸附剂分离富集溶液中痕量Zn(II)的新方法,富集后的Zn(II)含量可直接用光度法测定.控制一定条件,Zn(II)能与常见阳离子Ni(II),Cd(II),Al(III),Ca(II),Mg(II),Co(II),Mn(II),Cu(II),Pb(II),Fe(III)等完全分离,且富集时基本不受SO24-,NO-3,Br-,Cl-,I-,ClO-4等阴离子影响.微晶酚酞对Zn(II)的吸附容量为25.8mg/g;富集因数可达200倍,回收率在97.7%～102%之间,RSD小于2.7%.该方法已成功应用于实际水样中Zn(II)的富集测定,结果令人满意.

巯基化改性麦糟对Zn(Ⅱ)的吸附特性

采用巯基化改性麦糟去除废水中的锌离子，研究溶液pH值、反应时间和温度以及Zn（Ⅱ）初始溶度对巯基化改性麦糟吸附效果的影响；借助吸附平衡等温线及吸附动力学模型拟合，结合傅立叶变换红外光谱（FTIR）分析阐明吸附机制。结果表明：在较宽的pH值范围（6-9）内，巯基化改性麦糟表现出对Zn（Ⅱ）良好的吸附性能。由Langmuir吸附等温线方程计算得到该吸附剂对Zn（Ⅱ）的理论饱和吸附量为353.36 mg/g，高于改性木质纤维素类吸附剂的吸附量（17.88-156 mg/g）。巯基化改性麦糟对Zn（Ⅱ）的吸附动力学特性表明吸附反应很快在30 min内达到平衡，吸附符合拟二级动力学方程，活化能的计算结果表明吸附为活性化学吸附。FTIR 分析可知：由巯基化改性麦糟吸附Zn（Ⅱ）主要是羟基和巯基中S-H基团的硫原子与Zn（Ⅱ）配合的结果。

Zn(Ⅱ)/γ-MnOOH体系化学吸附的密度泛函理论研究

采用密度泛函B3LYP方法对Zn(Ⅱ)在水锰矿(MnOOH)2(H2O)6簇模型表面的水合、一级和二级水解三类共11种吸附构型进行了理论研究.计算结果表明,水合吸附构型的稳定性顺序为DC(双角)>SE-B(单边-B)>SE-A(单边-A)>DE(双边),水解吸附构型的稳定性顺序为DC>SE-A>SE-B>DE,均符合鲍林第三规则;热化学分析结果说明,其吸附和水解是相互制约的两个过程,这一结论通过前线轨道理论分析得到了证明;自然布居分析结果表明,吸附过程中电子由簇模型向吸附质迁移;结合电子供体-受体相互作用和前线轨道组成分析了吸附产物的稳定性.

Na2[Zn^Ⅱ（ida）2].7H2O和Na4[Hg^Ⅱ（nta）2].7H2O的合成及结构测定

金属离子ＺｎⅡ和ＨｇⅡ分别是生物体必需的微量元素和对人体有害的毒性金属．如何有效地摄取ＺｎⅡ和排除ＨｇⅡ一直是化学家感兴趣的研究课题．而ＺｎⅡ和ＨｇⅡ能与各种氨基酸形成配合物，由于它们处于同一族，电子结构都是ｄ１０，故其配位结构只取决于金属离子半径的...

改性膨润土对水溶液中Zn(Ⅱ)吸附作用研究

采用新疆某地的膨润土 ,系统研究了原土及其改性土对水溶液中Zn(Ⅱ )的吸附作用 ,改性膨润土对水溶液中Zn(Ⅱ )的吸附作用明显优于原土。溶液在室温和自然pH值条件下 ,Zn(Ⅱ )的初始浓度 2 5mg·L- 1 ,吸附剂投加量 8g·L- 1 ,吸附时间 40min ,改性膨润土对Zn(Ⅱ )的去除率为 94 5 % ,吸附后溶液残留Zn(Ⅱ )浓度为 1 4mg·L- 1 ,低于国家规定的一级排放标准。膨润土原土、改性膨润土对Zn(Ⅱ )

Zn(Ⅱ)在锌电极上的电沉积机理

在Zn(Ⅱ)-NH_4Cl准中性体系中,采用循环伏安法(CV)研究了Zn^(2+)在锌电极上的反应方式,通过计时电流法(CA)研究了Zn^(2+)沉积的成核方式,利用交流阻抗谱(EIS)考察了不同过电位时Zn^(2+)沉积的阻抗行为。结果表明:Zn^(2+)的电沉积是一个不可逆电极反应,以两步骤单电子串联的方式进行,第一步为速控步;电极反应的电荷传递系数与锌电极的表面结构有关。在恒电位条件下,体系中锌电极上Zn^(2+)的结晶近似于三维瞬时成核方式。Zn^(2+)的沉积经历了覆盖、吸附成膜、大量晶核形成等过程,该过程随着控制电位的负移由电化学极化过渡到电化学极化-浓差极化混合控制阶段。最后给出了Zn^(2+)在锌电极上电沉积过程的机理。

新型萃取剂YORS萃取Zn(Ⅱ)-NH_3配合物体系中的锌

为有效地富集低品位氧化锌矿氨浸液中的锌离子,使用新型萃取剂2-乙酰基-3-氧代-二硫代丁酸-十四烷基酯（YORS）从Zn（Ⅱ）-NH3配合物体系中萃取锌。研究结果表明：在有机相组成50%YORS＋45%H（稀释剂）＋5%P（添加剂）、相比V（A）/V（O）=2-1、温度298.15 K、振荡时间5 min、总氨浓度2 mol/L、水相初始pH 9~11的最优条件下,锌的平均萃取率达97%以上,分配比Dex=41.74。对萃取剂和负载有机相进行红外光谱和紫外光谱分析,得到萃取剂和萃合物的分子结构,并证实在锌的萃取过程中萃取剂中的β-二酮与游离态Zn2＋作用生成配合物,NH3未被萃取。

双大环多胺Zn(Ⅱ)配合物及其与DNA作用的溴乙锭荧光探针

以1,4,7,10-四氮杂环十二烷(Cyclen)为原料合成的一种新型双大环多胺配体及其双核Zn2+配合物,其结构用1HNMR、质谱和元素分析等测试技术进行了表征。以溴乙锭(EB)为探针,用荧光光谱法研究了双环多胺配体及其Zn(Ⅱ)配合物与小牛胸腺DNA的作用,当cComplex6/cDNA=0.51时,DNA/EB体系的荧光强度降低至原来的47.3%,表明双大环配合物是以嵌入方式与小牛胸腺DNA结合。化合物对DNA/EB体系的荧光猝灭顺序为:双大环多胺双核Zn(Ⅱ)配合物>双大环多胺配体>四氮杂环多胺-Zn(Ⅱ)配合物>四氮杂环多胺。

Zn(Ⅱ)在δ-MnO_2和γ-MnOOH两种矿物上吸附的初始溶质浓度效应

研究了在Zn(Ⅱ)总量一定的情况下,不同的初始溶质浓度和吸附动力学过程对吸附等温线及吸附不可逆性的影响.将总量一定的吸附质Zn(Ⅱ),分批次(1次,3次,15次)加入到2种不同的吸附剂体系(δ-MnO2和γ-MnOOH)中,得到吸附等温线.实验结果表明,对于Zn(Ⅱ)-δ-MnO2吸附可逆体系,吸附-解吸等温线及可逆性随着Zn(Ⅱ)加入批次的增加未见明显变化;而对于Zn(Ⅱ)-γ-MnOOH吸附不可逆体系,吸附等温线随着Zn(Ⅱ)加入批次的增加显著升高,吸附量变大,吸附不可逆性降低.这主要是由于在两种矿物上的微观吸附状态不同所导致的,而这种差异是受吸附动力学过程影响的,这是传统吸附热力学所不能解释的,但是符合亚稳平衡态吸附(MEA)理论的预测.

Zn(Ⅱ)长期作用对好氧颗粒污泥基本性能与污染物去除功效的影响

采用SBR反应器,系统地研究不同质量浓度Zn(Ⅱ)长期作用对好氧颗粒污泥基本性能和污染物去除功效的影响。试验结果表明:当ρ(Zn(Ⅱ))≤5 mg/L时,Zn(Ⅱ)对好氧颗粒污泥基本性能与污染物去除功效影响较小;当ρ(Zn(Ⅱ))≥10 mg/L时,Zn(Ⅱ)会导致好氧颗粒污染物去除功效降低,混合液悬浮固体(MLSS)质量浓度、沉降速率、污泥粒径与结构发生改变。10 mg/L以上的Zn(Ⅱ)长期作用会导致污泥粒径变小,结构松散,进而导致污泥沉降性能变差,最终引起ρ(MLSS)下降。Zn(Ⅱ)作用76 d后,投加10 mg/L和15 mg/L Zn(Ⅱ)的反应器内NH+4-N、COD去除率分别减低为84.3%和75.1%、90.1%和85.7%;ρ(MLSS)分别降至3 658 mg/L和3 225 mg/L;SVI分别升高至94 m L/g和99 m L/g;颗粒污泥的平均粒径分别降至0.58 mm和0.37 mm,部分颗粒污泥解体。

Zn(Ⅱ)配合物合成及生物活性研究进展

综述了近年来Zn(Ⅱ)配合物的合成及生物活性研究,对发展前景作了展望。

Zn(Ⅱ)和La(Ⅲ)共掺杂TiO_2纳米晶多孔膜电极光电化学行为研究

采用溶胶-凝胶法合成了Zn(Ⅱ)、La(Ⅲ)共掺杂TiO2纳米粒子(掺杂0.5%Zn(Ⅱ)及0.5%La(Ⅲ)),并制成了TiO2、掺杂0.5%Zn(Ⅱ)及共掺杂0.5%Zn(Ⅱ)和0.5%La(Ⅲ)的TiO2纳米晶多孔膜电极,对该3种电极进行了电化学及光电化学研究,实验发现,用Zn(Ⅱ)单独掺杂TiO2纳米多孔膜电极的光电流大于未掺杂的TiO2纳米多孔膜电极,而Zn(Ⅱ)和La(Ⅲ)共掺杂TiO2纳米多孔膜电极的光电流又大于Zn(Ⅱ)单独掺杂TiO2纳米多孔膜电极,对该掺杂电极的光电转换机理进行了探讨。