-
高氯酸盐化学性质稳定，水溶性高，吸附性低，广泛存在于环境介质中。由于高氯酸盐具有与碘离子相似的离子半径和相同的电荷数，可以与碘离子竞争钠/碘同向转运体（NIS）的结合位点，从而抑制碘的吸收，干扰甲状腺激素的合成，引起机体代谢的紊乱[1-2]。欧洲食品安全局（EFSA）评估人体暴露高氯酸盐的风险，结果表明长期摄入高氯酸存在潜在风险，尤其是孕妇、胚胎、婴儿及碘缺乏的年轻群体最容易受到危害[3]。
我国是世界上最大的茶叶种植国，也是第二大茶叶出口国。2016年初中国出口欧盟的茶叶中频繁检出高含量的高氯酸盐，对中国茶叶出口产生极大负面影响。此前，美国环保局（US EPA）将高氯酸的参考剂量设定为0.0007 mg·(kg ·d)−1[4]，欧盟建议成员国的干茶中
ClO−4 的参考限量暂定为0.75 mg·kg−1，欧洲食品安全局建议人体每日容许ClO−4 摄入量(tolerable daily intake，TDI)为0.0003 mg·(kg·d)−1[3,5]。现阶段，关于高氯酸盐的检测方法主要有离子色谱法、离子色谱串联质谱法（IC-MS/MS）、液相色谱串联质谱法（LC-MS/MS）等[6-9]，所涉及的基质主要集中在水、土壤、底泥等环境样品和少量食品如奶粉、牛奶中[10-13]。针对茶叶样品中高氯酸盐分析的方法研究相对较少，并且多为LC-MS/MS方法[14]，然而常见的C18色谱柱对高氯酸盐选择性差，高氯酸盐在其中保留较差或无保留，同时茶叶比较复杂的基质可能干扰高氯酸盐的准确测定，此时改善色谱分离和样品处理方法，提高高氯酸盐的提取率并且降低共存离子的干扰，就成为分析成败的关键。对于LC-MS/MS方法，多选择修饰离子交换基团的液相色谱柱来增强高氯酸盐的保留，以此改善高氯酸盐和基质的分离，前处理方法选择含乙酸溶液提取以防止在去除基质时高氯酸盐的损失[15-16]。相比之下，在各种环境基质高氯酸盐分析中具有广泛应用的IC-MS/MS法则具有更强的选择性，该方法通过电导检测的色谱图可以实时监测复杂基体样本中高氯酸盐与杂质离子的分离情况，减少在质谱检测时共淋洗物质对高氯酸盐信号的抑制，进而提高方法的抗干扰能力。在茶叶样品前处理方面，由于高氯酸盐属于无机阴离子，在水中溶解度高，因此选用高纯水提取茶叶中高氯酸盐。茶叶基质复杂，往往含有多种有机化合物和无机矿物元素，高纯水在提取高氯酸盐时也导致许多水溶性物质溶解在提取液中。因此，为了防止其它共存物质干扰检测结果，本研究首先用OnGuard Ⅱ RP柱处理，去除提取液中有机物，以达到离子色谱的进样要求，减少样品对色谱柱耐受的影响。然后选用对高氯酸盐专属性较好的离子色谱柱进行分离，良好的色谱分离极大减少了共存离子的干扰，提高了测定准确度。另外，用纯水直接对高氯酸盐进行提取亦可很好地模拟泡茶的过程，更能体现人体通过饮用茶水摄入高氯酸盐的真实水平。通过实验条件优化，建立了快速准确的茶叶样品中高氯酸盐的离子色谱-串联质谱分析方法，为茶叶检测分析提供方法学参考。
-
ICS2000型离子色谱仪(美国，Thermo Fisher)，免化学试剂淋洗液自动发生器(美国，Thermo Fisher)，AS自动进样器(美国，Thermo Fisher)；IonPacAS19型阴离子分析柱(250 mm×2 mm)(美国，Thermo Fisher)，IonPacAG19型保护柱(50 mm× 2mm)(美国，Thermo Fisher)；IonPacAS20型阴离子分析柱(250 mm×2mm)(美国，Thermo Fisher)，IonPacAG20型保护柱(50 mm×2 mm)(美国，Thermo Fisher)；ASRS 3000 2 mm阴离子抑制器(美国，Thermo Fisher)。API 32000三重四极杆LC-MS/MS 系统(美国，Applied Biosystems)。METTLER TOLEDO 电子天平(美国，METTLER TOLEDO )，A11基本型研磨机（德国，IKA），KS4000 i control 温控摇床（德国，IKA），3-18k高速冷冻离心机（德国，Sigma），QL-901旋涡混合器(中国，其林贝尔）。
-
0.45 μm尼龙针头过滤器（中国，卅克），一次性无菌注射器(5 mL，江苏治宇医疗器械有限公司)，OnGuard Ⅱ RP-1cc前处理柱(美国，Thermo Fisher)。超纯水为Milli-Q Advantage A10系统(美国，Millipore)于电阻率为18.2 MΩ·cm下提供，1000 mg·L−1的高氯酸盐标准品溶液(美国，Sigma，色谱纯)，500 μg·L−1的18O4—高氯酸盐内标储备液（美国，Cambridge Isotope Laboratories，4 ℃冰箱保存），甲醇（美国，Thermo Fisher Scientific，色谱级）。
-
色谱系统：进样量为100 μL，流速为0.25 mL·min−1，采用EGC淋洗液（KOH）自动发生器控制淋洗液梯度，抑制器采用外接水模式，抑制电流25 mA。AS19和AS20色谱柱采用不同淋洗程序，柱温均为30 ℃。
AS19梯度淋洗程序：0—15 min，10 mmol·L−1；15—25 min，10—40 mmol·L−1；25—30 min，40 mmol·L−1；30.1—38 min，10 mmol·L−1。
AS20等度淋洗程序：0—22 min，35 mmol·L−1。
质谱条件：离子源为ESI源，在负离子模式下以MRM模式进行监测。气帘气（curtain gas）：20 psi；碰撞气（collision gas）：5 psi；离子喷雾电压（IonSpray Voltage）：−4500 V。离子源温度（Temperature)：500 ℃；雾化气（Gas 1）：55 psi；加热气（Gas 2）：55 psi。
检测的离子对及其对应质谱参数见表1。
-
高氯酸盐储备液：将高氯酸盐标准品溶液1000 mg·L−1用超纯水稀释至500 μg·L−1储存于4 ℃冰箱中保存备用。
高氯酸盐标准溶液的配制：用高氯酸盐储备液与18O4标记的高氯酸盐内标储备液配制高氯酸盐标准溶液，将高氯酸盐储备液用高纯水稀释至0.05、0.1、0.2、0.5、1、2、5、10、20、50 μg·L−1获得高氯酸盐标准溶液，其中18O4标记的高氯酸盐内标浓度均为5 μg·L−1。
-
首先将茶叶放入研磨机进行研磨，得到均匀粉末状的茶叶样品。称量0.5 g茶叶样品放入50 mL离心管中，加入超纯水浸泡茶叶数次，以萃取样品中的高氯酸盐。每次浸泡使用超纯水20 mL，浸泡一定时间后，以10000 r·min−1的速度离心5 min，取出上清液，最后将3次浸泡得到的上清液合并，得到高氯酸盐萃取液。取5 mL萃取液用0.45 μm尼龙滤膜过滤，再用OnGuard Ⅱ RP-1cc进行有机物的去除，弃掉前3—4 mL萃取液，收集1 mL萃取液为上机测试样品。OnGuard Ⅱ RP-1cc柱在使用前须用4 mL甲醇和10 mL超纯水进行活化。
-
准备28份茶叶样品，以每组7份平行样品分为4组，分别为原茶叶样品及低、中、高加标茶叶样品，其中低、中、高加标茶叶样品加入的高氯酸盐浓度为100、300、600 μg·kg−1。将4组样品同时进行上述“1.5”节前处理后进样分析，计算回收率。
-
高氯酸盐在水中稳定且溶解度高，同时考虑到饮茶的实际情况，因此选用高纯水浸泡茶叶以提取其中高氯酸盐。高纯水提取茶叶中的高氯酸盐也成功避免了溶剂峰对分析结果的干扰。本研究对不同浸泡条件（包括浸泡次数、浸泡时间、水的温度及是否振荡浸泡）进行优化，确定茶叶中高氯酸盐最佳萃取条件。
首先对茶叶浸泡次数和时间进行优化，将茶叶样品按上述“1.5节”方法进行前处理，每次使用20 mL高纯水，浸泡时间分为15、30、60、90 min，共浸泡3次，将每次浸泡的上清液进行处理后检测，根据3次提取量之和计算每次提取的效率。如图1所示，随着浸泡次数的增加，高氯酸盐的浸出量不断减少，第1次最高，浸出量占总浸出量的88%—89%，第3次浸泡提取时高氯酸盐浸出量仅为总浸出量的2.3%—3.0%，因此可认为茶叶经3次浸提后高氯酸盐浸出接近完全。不同浸泡时间下的高氯酸盐浸出量如图2（a）所示，这4组茶叶的高氯酸盐总浸出量范围为283—304 μg·kg−1，相对标准偏差为4.3%。上述结果表明浸泡时间对茶叶中高氯酸盐的萃取效率影响较小，最终选取15 min为提取时间。
最后考察水温和振荡浸泡对茶叶中高氯酸盐浸出量的影响，设置4组茶叶反复浸泡3次，4组茶叶分别选取室温振荡浸泡、室温静置浸泡、65 ℃振荡浸泡及65 ℃静置浸泡的方式，得到各自提取量结果，如图2（b）所示。由图2可知，静置条件下水温对高氯酸盐的浸出量有较大影响。振荡条件下，室温和65 ℃浸出的高氯酸盐量相差不大，但均优于静置提取的效率。因此，本研究最终选择在室温下振荡提取高氯酸盐。
-
高氯酸根为疏水性强易极化的阴离子，本研究对AS19色谱柱和AS20色谱柱分离茶叶中高氯酸盐的效果进行比较，其中AS20色谱柱的亲水性较强，AS19色谱柱亲水性适中。图3为离子色谱电导检测时的色谱图，可以看出茶叶基质复杂，干扰较多。AS19分离时，高氯酸出峰的位置（30.78 min）有明显的干扰峰，而在AS20色谱柱中高氯酸盐（保留时间：15.08 min）和干扰离子却能实现很好的分离。另外，在AS20色谱柱中高氯酸盐的保留时间（15.08 min）是AS19色谱柱（30.78 min）的一半，意味着AS20对高氯酸盐的分离效率更高。从质谱检测的色谱图可知（图4），茶叶经AS19色谱柱分离的高氯酸盐响应（2.2×104 cps）明显低于AS20色谱柱（3.7×104 cps），进一步说明AS19色谱柱在分离茶叶样品时与高氯酸盐共淋洗的物质使质谱检测产生较明显的基体抑制效应。而AS20作为分离柱时，茶叶中与高氯酸盐共存的基质阴离子均可与高氯酸盐实现较好的分离，质谱的基质效应较小，高氯酸盐在质谱检测中响应较高。因此考虑到相较于AS19色谱柱，AS20色谱柱具有对高氯酸盐的分离效果更好，用时更短，效率更高的优点，最终选用AS20作为高氯酸盐的色谱分离柱。
-
将配制的一系列浓度（0.05—50 μg·L−1）高氯酸盐标准溶液进样分析后，以高氯酸盐的浓度为X轴，对应的高氯酸盐（98.8/82.8）与同位素标记的高氯酸盐（106.9/88.8）峰面积的比值为Y轴，绘制标准曲线为Y=0.0223X+0.000513，所得线性相关系数为R2=0.9998。以3倍和10倍信噪比确定仪器的检出限和定量限分别为0.014 μg·L−1和0.05 μg·L−1，转化成实际样品中高氯酸盐的检出限和定量限分别为1.7 µg·kg−1和6 µg·kg−1。
-
根据上述方法进行回收率实验，结果如表2所示。其中未加标茶叶样品中高氯酸盐浓度的相对标准偏差（RSD）为1.7%。3个加标水平的高氯酸盐回收率分别在94.6%—133%、101%—118%和101%—109%之间，说明该方法可用于茶叶中高氯酸盐的准确测定。
-
在超市随机选购16个品牌的茶叶样品，包括蒲公英茶（1种）、铁观音（4种）、绿茶（4种）、大红袍（1种）、普洱茶（1种）、肉桂茶（1种）。经上述前处理过程和检测后，发现所有样品中均检出高氯酸盐，浓度范围为97.0—2.71×103 μg·kg−1，如图5所示，其中4个样品浓度>500 μg·kg−1，2个样品浓度在300—500 μg·kg−1，10个茶叶样品高氯酸盐浓度<300 μg·kg−1。本研究购买的茶叶中，蒲公英茶所含高氯酸盐浓度最高，为2.71×103 μg·kg−1，其次为铁观音1样品，其中高氯酸盐浓度为1.38×103 μg·kg−1，这2个样品中高氯酸浓度超过了欧盟建议的干茶中
ClO−4 的参考限值750 μg·kg−1。根据《中国人群暴露参数手册》[17]，人体中高氯酸盐的日均暴露量计算公式ADD=C×IR×EF×ED/（BW×AT），各参数意义及取值见表3。高氯酸盐是非致癌物质，用危害商（HQ）评价其健康风险。危害商的公式为HQ=ADD/RfD，其中RfD为高氯酸盐参考剂量。由于目前中国还没有与人体健康相关的高氯酸盐剂量的政策出台，本研究选取欧洲食品安全局（EFSA）建议的人体每日容许
ClO−4 摄入量0.0003 mg·(kg·d)−1作为参考剂量RfD。通过计算，人体通过饮茶摄入高氯酸盐的日均暴露量结果及危害商如表4所示。在检测的16个茶叶样品中，蒲公英茶1与铁观音1的危害商值大于1，其余茶叶样品均小于1。说明蒲公英茶1与铁观音1中高氯酸盐对人体可能产生一定的健康风险，其余健康风险较小。 -
本研究考察了不同浸提条件对茶叶中高氯酸盐的提取效率的影响，最终建立了去离子水振荡提取结合离子色谱-串联质谱联用分析茶叶中高氯酸盐的方法。对于茶叶中高氯酸盐的提取，最终选择以纯水在室温下振荡提取3次，每次浸泡15 min达到最佳提取效率。并且选用AS20色谱柱用于茶叶中高氯酸盐的分离。本研究建立的分析方法，操作简单、灵敏度高，可准确地测定茶叶中高氯酸盐的含量。方法应用于实际样品中高氯酸盐的分析得到了良好的结果，在分析的16个品牌茶叶样品中均检出了高氯酸盐的存在，并且发现长期饮用某些茶叶可能对人体健康存在一定的风险。
茶叶中高氯酸盐的离子色谱串联质谱分析
The determination of perchlorate in tea using IC-MS/MS
-
摘要: 本研究建立了茶叶中高氯酸盐的离子色谱串联质谱分析方法。对样品前处理方法进行了优化，结果表明用20 mL高纯水振荡提取15 min，重复3次，第3次高氯酸盐浸出量仅为总浸出量的2.3%—3.0%，因此可认为茶叶经3次浸提后高氯酸盐浸出接近完全。样品萃取液选用AS20色谱柱进行分离和电喷雾串联质谱（ESI-MS/MS）检测，样品在加标100、300、600 μg·kg−1的情况下，高氯酸盐回收率分别在94.6%—133%、101%—118%和101%—109%之间。方法在0.05—50 μg·L−1之间具有良好的线性关系，定量限为6 μg·kg−1。最后将方法用于不同类茶叶中高氯酸盐的分析，均检出不同浓度高氯酸盐的存在，浓度在97.0—2.71×103 μg·kg−1之间，通过茶叶摄入高氯酸盐对人体造成的暴露需引起人们的关注。Abstract: A method was established for the determination of perchlorate in tea using ion chromatography coupled with tandem mass spectrometry. The result showed that the amount of perchlorate after the third extraction process accounts only 2.3%—3.0% of the total amount of perchlorate by shaking extraction with 20 mL high purity water for 15 min and repeating for three times. Therefore, the perchlorate in tea was considered to be completely extracted after three times extraction. After extraction, the sample was separated using an AS20 column with the detection using electrospray tandem mass spectrometry (ESI-MS/MS). The recoveries of perchlorate were within the ranges of 94.6%—133%, 101%—118% and 101%—109% when the sample was spiked with the concentrations of 100, 300 and 600 μg·kg−1, respectively. The method showed a good linear range between 0.05—50 μg·L−1 with the limit of quantification at 6 μg·kg−1. Finally, the proposed method was successfully applied to determine perchlorate in different types of tea. The result showed that perchlorate could be detected in all samples with the concentrations between 97.0 μg·kg−1 and 2.71×103 μg·kg−1. The human exposure risks of perchlorate through tea intake needs to be concerned.
-
Key words:
- perchlorate /
- pretreatment /
- ion chromatography tandem mass spectrometry /
- tea
-
清洁水和卫生设备供应不足是全球性最大的挑战之一，特别是在中低收入国家和地区[1]。据报道，世界上有21亿人不能或难以获得清洁安全的供水[2—3]。氯化和臭氧化是最为广泛使用的化学消毒方法[4—5]。它们能够有效地杀死有害微生物，但仍存在一些问题。例如，氯化处理会导致致癌消毒副产物（disinfection byproducts ， DBPs）的形成，甚至会引发军团杆菌等耐氯病原体的生长，以及在处理后的水中产生不良的气味[6—7]。臭氧化同样会产生有害的DBPs，在大规模臭氧生产、储存和运输过程中还体现出急性毒性和腐蚀性特征[8—10]。相对来讲，煮沸是一种有效常用且不会产生DBPs的家庭水处理方法[11—12]，但由于其需要大量额外供能而不适于大规模水消毒。此外，与煮沸相比，使用免费阳光的SODIS技术更加具有可持续性。根据光热催化材料的存在与否，将SODIS分为光热催化杀菌和紫外线杀菌。紫外线杀菌是利用UVC和UVB（200—280 nm）来破坏DNA，形成胸腺嘧啶二聚体来阻断繁殖并灭活微生物[11]。然而，紫外线在太阳光谱中占比极低（约4 %），导致对水的消毒效率低下，尤其是对病毒。早期研究表明，需要超过30 h的太阳光照射，才能灭活99.9%的噬菌体MS2[13]。相比之下，光热催化杀菌主要通过光热催化材料产生热量和活性氧物种（ROSs）来协同灭菌，更加具有广谱灭菌性，包括对VBNC（viable but non-culturable）细菌以及病毒都有高灭活效率[14—15]。优良的光热催化材料对紫外光、可见光甚至红外光都能产生响应，从而充分利用太阳能。因此，光热催化消毒法在实际水杀菌，特别是在终端(point of use，POU)水处理中展现出强大的应用潜力。
1. 光热催化杀菌纳米材料(Photothermal disinfection by nanostructures)
常用的光热材料包括（1）通过局域表面等离子体共振效应（SPR）来转换光热的纳米金属及其化合物，如金、银、铂、镍和铜等；（2）直接吸收光子热量的碳材料如炭黑，碳量子点、碳纳米管，石墨烯等；（3）具有红外响应光催化效应的半导体材料如窄隙半导体（CuS、黑磷）)、重掺杂半导体（WO3–x、MoO3–x） 等。这些光热材料具有高消光系数ε和高光热转换效率η，能够有效吸收光辐射电磁波且不让其发散，并将其快速转换为热量，因此利于实现太阳能高效利用。
1.1 等离子体NPs（nanoparticles）
贵金属（如Au、Ag和Pt）是应用最广泛的等离子体纳米颗粒，表现出良好的光热催化杀菌性能。贵金属的光热活性在很大程度上取决于其形态、颗粒大小、颗粒间排列和周围环境[16—18]。以金纳米颗粒为例，虽然比表面积和活性位点数会随着颗粒的减小而增加，但较小的颗粒直径可能会使较多Au原子被覆盖，从而导致SPR（surface plasmonic resonance）强度下降。根据之前的研究，表现出最有效的光热催化杀菌效果的Au NPs的最佳直径为2—40 nm [16]；但当Au颗粒被控制为粒径小于2 nm的Au团簇时，SPR几乎可以忽略[17]。在高温和近红外辐照下，Au NPs或Au纳米棒会形成较大的团聚体，导致比表面积减小和催化活性降低[18]。Au的形状也会显著影响其光热催化性能。Loeb等制备了Au纳米立方体（nanocubes，NCs）和纳米棒（nanorods，NRs），并比较了它们的光热催化杀菌性能[1]。Au NRs（25 μmol·L−1）能分别杀灭约5.6×106、5.5×106、1.61×106 CFU·mL−1的K-12大肠杆菌、MS2噬菌体和PR772噬菌体，而Au NCs在相同条件下对上述微生物率仅灭活约4.1×106、2.0×106、0.51×106 CFU·mL−1。结果表明，Au NRs在光热催化杀菌过程中表现出更高的潜力，而Au NRs具有高生物相容性和低细胞毒性。
考虑到纯贵金属纳米颗粒的光稳定性低、易在近红外辐射下聚集等缺点，随后设计和制备了贵金属基复合材料来解决上述问题。Zhao等制备了负载Au NRs的多隔室介孔二氧化硅NPs（mesoporous silica ， MMSN@AuNR），发现其具有超高的光稳定性和优异的光热催化活性[19]。MMSN@AuNR能在808 nm近红外光照射下快速杀死细胞，并在11次照射启动/关闭的循环后保持高灭菌效率。MMSN@AuNR比纯Au NRs具有更高的稳定性，这主要是由于MMSN的保护能有效抑制Au NRs在近红外光下的团聚。
为降低材料成本，采用廉价的非贵金属如镍（Ni）和铜（Cu）作为替代等离子体材料。例如，He等开发了Ni-TiO2异质结构，并在该系统中观察到SPR介导的载流子转移[20]。在可见光照射下，Ni通过等离子体激发产生热电子和热空穴。然后热载流子从Ni转移到TiO2，占据氧空位，产生Ti3+，并固定在TiO2的表面氧上。Ni NRs负载的氧化石墨烯（Ni/RGO）表现出高效的光热转换，在氙灯（850 mW·cm−2）照射400 s内将水从25 ℃加热到50 ℃以上[21]。虽然贵金属纳米颗粒表现出了强光热转换能力，但其高成本限制了其大规模应用。因此，更经济的廉价金属或非贵金属光热催化剂在抗菌应用中受到关注。
1.2 碳NPs
宽而强的光吸收能力使碳纳米颗粒能够进行高效光热催化反应。碳纳米颗粒，如碳黑、碳纳米管、碳纤维和纳米氧化石墨烯等，具有完整的紫外-可见-近红外吸收，已被广泛开发并应用于杀菌[1]、产生蒸汽[22]和有机物聚合[23]。与金属基材料相比，碳纳米颗粒作为光热催化剂除了具有广谱吸收特性外，还具有成本低、光腐蚀少、无金属释出等优点。
碳黑优异的光热转换性能已被广泛报道。Han等证明了碳黑粉末及其纳米流体在200 nm到2500 nm的宽波长范围内表现出良好的吸收[24]。在光照射下，碳黑纳米流体的温度在42 min内从24.4 ℃上升到38.4 ℃，而纯水的温度仅上升到31.2 °C，表明了碳黑良好的光热转换能力。Loeb等人工作中[1]表明，在日光照射（AM 1.5G）时长分别为60 min和100 min的条件下，碳黑纳米颗粒对大肠杆菌几乎无杀灭效果，对噬菌体MS2有轻微杀灭效果。与纯碳黑和Au相比，其复合膜材料对噬菌体PR722的光热催化灭活作用增强。
碳纳米管（carbon Nanotubes = CNTs），由于其大表面积、优秀的光学性能（如高效光热转换和广谱吸收）和高光热导率，已成为一种很有前途的抗菌材料。将碳纳米管与等离子体材料复合已被证明是提高光热效率的有效策略。在模拟日光照射（AM 1.5）下，将等离子体Ni NPs嵌入N掺杂CNTs的表面温度在2 min内迅速上升至56.8 ℃，展现了有效的光热转换能力[25]。Ag修饰的多壁碳纳米管（MWCNTs）表现出更高的导热性和光热活性，在670 nm照射下实现了细胞的有效光热消融[26]。Sun等报道了一种Au纳米颗粒/羧基功能化的碳纳米管（AuNP/CNT-COOH）[27]具有优异的光热转换能力。在852 nm激光的照射下，这种碳纳米管基材料可以将水从约20 ℃加热至75 ℃。
氧化石墨烯纳米复合材料具有强烈的近红外光吸收、光催化活性和“纳米刀”效应，可实现有效光热催化杀菌。值得注意的是，纯氧化石墨烯表现出有限的光热转换效率，在近红外照射8 min后温度只有小幅升高[28]。因此，人们制造了不同的氧化石墨烯基复合材料，并将其应用于水消毒。氨基化的氧化石墨烯（GO-NH2）纳米片可以通过静电引力轻易吸附细菌细胞，并表现出显著增强的光热催化抗菌性能[29]。如图1，在白光照射（159 mW·cm−2）下，GO-NH2浓度为0.10 mg·mL−1和0.25 mg·mL−1时，水的温度分别从20.5 ℃快速上升至55.5 ℃和81.4 ℃。GO-NH2纳米片对金黄色葡萄球菌和大肠杆菌的光热催化抗菌活性分别提高了16倍和32倍。此外，通过扫描电镜观察发现GO-NH2纳米片的锐利边缘所产生的“纳米刀”效应在细菌失活中起着关键作用。
图 1 (a) 在光照射下不同GO-NH2的升温曲线；(b) GO-NH2作用 2min前后金黄色葡萄球菌和大肠杆菌的图像；(c)不同浓度的GO-NH2对金黄色葡萄球菌和大肠杆菌的灭活[29]Figure 1. (a) Heating curves of GO-NH2 with different catalyst concentrations irradiated by white light (159 mW·cm-2). (b) SEM images of (A, B) S. aureus and (C, D) E. coli before and after interaction with GO-NH2 for 2 min. (c) Growth inhibition of S. aureus and E. coli after the photothermal treatment by GO-NH2.1.3 缺陷型光催化剂
在光催化剂中制造缺陷结构(也称为空位)，通过空位可以缩小能带隙、促进电荷转移和/或引起局部SPR效应，从而可以使宽带隙半导体产生近红外光诱导的光热催化性能。例如，被广泛报道的存在氧缺陷的WO3-x [30]，In2O3-x [31—32]、ZrO2-x [33]和MoO3-x [34—35]等光催化剂，不仅在可见光到近红外光区域表现出可调谐的光吸收，而且可以通过调控颗粒尺寸和氧缺陷的比例[36]来进一步增强其光热催化性能。然而，吸附在空位上的O2和H2O会导致氧缺陷光催化剂被氧化，故存在化学不稳定性。构建缺陷型复合材料被认为是提高稳定性和光催化活性的有效策略[37]。例如，Zhang等通过一锅水热法制备了WO3-x/C纳米片[30]，其中氧空位和碳涂层的存在显著延长了可见到红外光区域的光吸收带。除了提高光催化性能外，碳涂层还促进了电荷载流子的分离，从而提高了光热催化效率。在Zhao等[38]的另一项研究中，半金属Bi与有氧缺陷的BiO1-xI结合，形成Bi/BiO1-xI复合材料，具有光热协同催化消毒能力。Bi和氧空位不仅在600—1400 nm范围内引起了表面等离子体效应，而且还显著增加了光生电子和空穴的生成量。机理研究表明，活性物种（1O2、h+和·O2−）与热协同作用可有效灭活细菌。
1.4 窄带隙光催化剂
窄带隙半导体，如磷系催化剂、MoS2、Bi2S3和CuS等，表现出很强的近红外吸收，也有有用作光热催化剂的潜力。磷是一种地球富含的非金属元素，有3种同素异形体，即红、黑、白磷。其中红磷（red Phosphorus ，RP）和黑磷（black Phosphorus，BP）可作为光催化剂或光热催化剂来实现光催化和/或光热消毒。BP和RP都是无毒的，具有生物相容性，但RP比BP更具成本效益[39]。Zhang等评估了在不同照射波长下Ti-RP/GO薄膜的光热灭菌效果[40]。在模拟日光照射下，Ti-RP/GO膜在20 min内迅速灭活99.9%金黄色葡萄球菌和大肠杆菌（1×107 CFU·mL−1）。Li等将BP纳米片作为POU末端水消毒系统中的光热催化剂[41]。在该体系中，壳聚糖水凝胶与黑色BP纳米片逐层叠加形成了三明治式过滤器。基于BP纳米片的过滤器表现出优异的近红外光驱动的光热特性，能够实现高杀菌温度（> 140 ℃），导致粘附的枯草芽孢杆菌和大肠杆菌完全失活。其他含硫半导体如MoS2织物的表面温度迅速上升到77 ℃左右，并伴随着ROS例如·O2−的产生。结果表明，MoS2织物对革兰氏阴性大肠杆菌和革兰氏阳性金黄色葡萄球菌(细胞密度= 1×106 CFU·mL−1)均有有效的灭活效果，3 h内的抑菌效率分别为58%和60%左右。这些窄带隙半导体不仅可以作为光热剂直接灭活细菌，还可以作为释放热敏性药物的载体进行间接抗菌处理。
1.5 MOFs（Metal organic Frameworks）
MOFs是一类新兴的多孔固体催化剂，含有与有机配体配位的金属离子/团簇。它们作为抗菌材料时主要是利用生物毒性金属离子的释放[42]。此外，MOFs通常具有较宽的带隙，例如，MOF-5的带隙为3.4 eV [43-44]， ZIF-8为3.87 eV[45]，使得它们不适合宽光谱响应和光热转换。然而，考虑到金属离子或有机配体的合理调节赋予了MOFs在分子水平上的高设计性，MOFs展示出用于抗菌处理的光热催化剂的潜力。Wang等发现通过在空气中200 ℃下对ZIF-8 NPs进行简单的热处理，会改变ZIF-8中配体结构 (例如, 生成了—N=C=O键)，进而造成ZIF-8 MOF的光吸收从紫外到可见和近红外区域的显著延长[45]。此研究证明了宽带隙MOFs作为光热催化剂的可行性。此外，一些MOFs，比如PCN-224（Eg= 1.81 eV）[46]，IRMOF-M2a（Eg= 1.5 eV）[43]，和Sr-MOF（Eg= 2.3 eV）[43]，表现出窄带隙和宽光谱吸收的性质，也可以用于光热催化剂。Wu等通过将Cu2+引入卟啉环的核心，开发了一种Cu掺杂的PCN-224 MOF [47]，能够高效光热催化灭菌。一方面，掺杂的Cu2+促进了载流子的转移，从而促进了ROSs的生成，例如1O2等的生成。另一方面，由于d-d跃迁，Cu2+在660 nm处表现出了额外的吸光，并增强了光热转换。由于协同作用，在660 nm光照射（0.4 W·cm−2）下20 min内，Cu掺杂的PCN-224对金黄色葡萄球菌的抗菌效果达到99.71%。表1为近几年报道的光热催化剂及其细菌杀菌性能。
表 1 最近报道的纳米结构的光热细菌失活性能的比较Table 1. Comparison of the photothermal bacterial inactivation by the recently reported nanostructures催化剂Catalysts 辐照(强度)Irradiation(intensity) 催化剂浓度/(mg·mL−1)Catalyst concentration 光热杀菌性能Photothermal disinfection performance 参考文献References Au纳米棒 模拟日光 4.93×10−3 100 min内，分别灭活5.6-lg CFU·mL−1、5.5-lg CFU·mL−1和1.6-lg CFU·mL−1 左右的大肠杆菌K-12、MS2噬菌体和PR772噬菌体 [1] Ni/rGO 808 nm 激光(2 W·cm−2) 0.025 8 min内，对2×106 CFU·mL−1的大肠杆菌和枯草芽孢杆菌分别达到99.6%和99.5%的灭活率 [28] GO-NH2 白光(0.159 W·cm−2) 0.032 10 min内，对107 CFU·mL−1大肠杆菌和金黄色葡萄球菌的灭活率超过90% [29] RP 模拟日光(0.2 W·cm−2) 0.2 20 min内，对5×106 CFU·mL−1金黄色葡萄球菌的灭活率达到99.98% [39] Ti-RP/GO 模拟日光(0.2 W·cm−2) N.A. 15 min内，对107 CFU·mL−1的大肠杆菌的灭活率达到99.91% [40] WO3-x/C 带有700 nm截止滤光片的氙灯(0.2 W·cm−2) 1 40 min内，灭活了1.2×107 CFU·mL−1的大肠杆菌 [30] 碳化ZIF-8 808 nm 激光(3 W·cm−2) 0.16 10 min内，对107 CFU·mL−1的金黄色葡萄球菌的灭活率达到80%左右 [43] PB-PCN-224 600 nm LED(0.3 W·cm−2) 1 15 min内，对1×107 CFU·mL−1的金黄色葡萄球菌的灭活率达到99.84% [47] | Show Table
DownLoad:
CSV
2. 光热催化杀菌机制（Photothermal disinfection mechanism）
2.1 高温和ROSs对微生物的攻击
如前所述，在光照射下，光热催化材料会通过光热转换产生局部高温和/或通过光催化和热催化生成ROSs进行协同作用, 如图2 [14]。在光热催化材料界面会形成局部热场而升温至约50 ℃以上[48-49]。光热催化材料表面的高温会导致蛋白质变性，导致微生物一旦接触到材料表面就会迅速失活。局部热场会扩散到周围环境，导致体相及水溶液温度升高。当细菌暴露于亚沸温度溶液(55—60 ℃)时，细胞膜上的蛋白质和脂质将被破坏[50]。随后，酶、核酸和其他胞内成分随着照射时间的延长而失活，这与巴氏杀菌相似。同时，生成的ROSs攻击细胞会诱导微生物产生氧化应激以致生理系统紊乱，进而导致细胞膜破裂、胞内成分(如蛋白质、核酸、K+等)的泄漏氧化以及细胞的最终死亡。
图 2 Ag/MnO2光热催化杀菌机理图[14]Figure 2. Scheme of photothermalcatalytic inactivation over Ag/MnO2.2.2 细菌细胞的破坏和表征技术
（1）细胞膜的损伤
细菌细胞膜主要由脂质、蛋白质和少量碳水化合物组成。它是细菌抵御外界攻击和环境变化的第一层保护层。在光照射下暴露于光热催化剂时，细胞膜的脂质双分子层会受到热和ROSs的攻击。ROSs与细胞膜不饱和脂肪酸之间的反应引发了随后的链式反应，导致脂质过氧化。ROSs和脂质过氧化产物都会对细菌细胞造成损伤。用MDA检测试剂盒测定细胞膜氧化情况。此外，与底物运输、特异性识别和呼吸相关的膜蛋白对细菌代谢至关重要[19]。在光热处理中，ROSs和局域热场会引起胞内氨基酸氧化和蛋白质变性。如果目标病原微生物是病毒(如MS2)，ROSs和局域热场则会破坏蛋白质衣壳并导致抗原性降低[51]。
光热催化杀菌可通过两条途径增加细胞膜的渗透性：①通过脂质过氧化破坏细胞膜的微观结构和降低细胞膜的流动性；②通过ROSs和局域热场灭活在细胞呼吸和跨膜运输中起重要作用的膜蛋白和ATP酶[52]。首先，细菌膜通透性的增加可以破坏钠钾（Na+-K+）泵，导致K+离子等小分子的释放。因此，释放的K+的量被用于测量细胞膜渗透性的变化。此外，利用邻硝基苯-β-D-吡楠半乳糖苷(ONPG)结合比色法可以测定细胞质膜的穿透性[14]。8-苯胺基-1-萘磺酸（ANS） 会与外膜结合发出荧光，也可用于检测外膜的通透性。
此外，利用扫描电镜（SEM）、透射电镜（TEM）和原子力显微镜（AFM）观察细菌细胞膜的完整性和形态变化。在光热催化处理之前，大肠杆菌和金黄色葡萄球菌保持光滑的表面和完整的微观结构。在光热系统中照射10 min后，细胞膜发生严重变形和皱缩，出现凸出和凹坑的变形。光热催化处理10 min后，在细胞膜上观察到一些孔洞。透射电镜提供了细菌样品的高分辨率成像，并显示了细胞膜和胞内成分的变化：在光热催化处理下大肠杆菌细胞膜的功能紊乱并受损，导致细胞质分离和胞内组分渗漏[53].
（2）胞内成份的释放和氧化
在破坏细胞膜的形态和改变其通透性后，进一步检测胞内组分在ROSs和热攻击下的变化，以更好地了解杀菌机制。细胞膜通透性的增加和破坏使ROSs得以加速通过。荧光探针法可用于检测细胞内ROS水平，其中2',7'-二氯二氢荧光素二乙酸酯是检测·OH和H2O2的常用荧光探针。羟苯基荧光素（HPF）和二氢乙啶（HE）也可分别作为·OH和·O2−的荧光探针[54—55]。
通过谷胱甘肽（GSH）、超氧化物酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）以及ATP的量可以分析细菌受到攻击时的自卫能力。GSH不仅是H2O2和·O2−的清除剂，而且还能产生分解ROSs的酶[56-57]。此外，GSH能稳定酶活性，维持细胞内氧化平衡，阻止血红蛋白被氧化。SOD则通过与·O2−特异性反应而参与细菌的自卫系统。CAT在H2O2的防御系统中起着重要作用。用对应的检测试剂盒通过分光光度法测定SOD、CAT、GSH的含量。基本能量载体ATP的合成与细胞代谢活性直接相关。ATP含量用ATP检测试剂盒监测，通过测量636 nm处的吸光度来定量分析[58]。值得注意的是，在光热催化杀菌初期，细胞会产生更多的GSH、SOD和CAT来保护自己免受氧化，并且合成上述抗氧化物质需要更多的能量，ATP水平呈上升趋势。但是，随着处理时间的延长，ROSs和局域热场的持续攻击会使细菌代谢紊乱。最终所有的抗氧化物质和ATP都会被分解。
细菌包膜的破坏也导致细胞内成分的释放，如K+、核酸和蛋白质等。释放的蛋白质可以通过二喹啉甲酸(BCA)法监测，因为蛋白质的肽键结构可以在碱性条件下将Cu2+转换为Cu+，然后BCA可以与Cu+反应形成紫色化合物, 可以通过分光光度计在562 nm处定量分析。然后利用2D电泳进行定性分析可深入了解蛋白质的释放和氧化，还可以用分光光度计测定释放的核酸浓度，有关DNA/RNA的特征吸收峰位于260 nm附近[40]。进一步采用三维荧光激发-发射矩阵技术，通过分析溶解有机物的变化来研究生物分子的破坏。此外，利用单细胞的傅立叶变换红外吸收光谱和拉曼显微光谱还可以分析细胞内成分结构的演化[51-53]。
（3）核酸的损伤
为了更好地理解ROS和局域热场对细菌核酸的损伤，进行了DNA琼脂糖凝胶电泳和转录组分析。前者是用Ezup柱式细菌基因组DNA抽提试剂盒提取染色体DNA，然后用DNA琼脂糖凝胶电泳验证。此外，转录组学研究中的样品制备和数据分析也比电泳法复杂。一般情况下，提取总RNA、片段化处理mRNA、合成cDNA、末端修复、添加单核苷酸后，选择样品进行琼脂糖凝胶电泳、PCR扩增，然后定量定性分析[54]。通过这种方法可以确定参与各种正常生理活动(如代谢活动、氧化应激反应和细胞呼吸过程等)的基因表达的变化，为细菌失活机制提供了更深入的见解[54-55]。总有机碳（TOC）的测定也可以表示细菌矿化程度[56]。
3. 展望（Perspectives）
本文总结了光热催化消毒的研究进展，显示出了实际应用的巨大潜力。然而，光热催化消毒技术仍面临挑战，需要采取进一步的策略来降低成本，提高效率。为了实现光热催化剂的实际应用，较高的材料和运行成本在一定程度上限制了大规模的光热应用。使用低成本和可持续的材料，如生物质碳，非贵金属等离子体NPs和丰富的自然资源（例如，矿物），更适于大规模水消毒处理。虽然可以利用各种方法来分析光热催化灭菌，但对光热催化过程中生物分子变化的深入认识还有待进一步评价。此外，由于天然水或污水中TOC和浊度高、各种微生物的共存、pH值不理想等原因，其杀菌效果是完全不同的；需要进一步设计和优化光热反应器如采用间歇式和连续流式反应器。总之，光热催化法有望成为环境修复（包括但不限于水消毒）的一种有效策略。
-
图 1 室温下浸泡次数对高氯酸盐浸出率的影响
Figure 1. The influence of extraction times at room temperature on the extraction rate of perchlorate
图 2 不同浸泡时间（a）和浸泡温度及方式（b）对高氯酸盐的浸出量的影响
Figure 2. The influence of different extraction time, water temperature (a) and methods (b) on the extraction amount of perchlorate
图 3 同一茶叶样品经AS19（a）、AS20（b）进行分离的高氯酸盐色谱图（电导检测）
Figure 3. The chromatogram of perchlorate in the extracts from tea sample on AS19 (a) and AS20 (b) columns (conductivity detection)
图 4 同一茶叶样品经AS19（a）、AS20（b）色谱柱进行分离的高氯酸盐色谱图（质谱检测）
Figure 4. The chromatogram of perchlorate in the extracts from tea sample on AS19 (a) and AS20 (b) columns（mass detection）
图 5 所购买的不同茶叶样品（n=16）中高氯酸盐含量及分布
Figure 5. Perchlorate content and distribution in different tea samples purchased (n=16)
表 1 质谱检测条件
Table 1. Experimental conditions of electrospray tandem mass spectrometry
化合物Compound 离子对Q1/Q3 Q1/ Q3 解簇电压/V DP 入口电压/V EP 碰撞入口电压/V CE 碰撞出口电压/V CXP ClO4− 98.8/82.8* −45 −8.8 −35 −9 100.8/84.9 −45 −8.5 −35 −9 Cl18O4− 106.9/88.8* −50 −10 −35 −5 注：*定量离子对.*quantitative ion pair
下载: 导出CSV
表 2 精密度与回收率实验结果
Table 2. Experimental results of precision and recovery
序号 Number 未加标茶叶中高氯酸盐浓度 /（μg·kg−1） Perchlorate concentration in unspiked tea 回收率/% Recovery 加标浓度100 μg·kg−1 Spiked concentration at 100 μg·kg−1 加标浓度300 μg·kg−1 Spiked concentration at 300 μg·kg−1 加标浓度600 μg·kg−1 Spiked concentration at 600 μg·kg−1 1 285 96.8 101 101 2 276 133 118 103 3 287 100 103 108 4 280 95.9 107 104 5 273 95.7 102 107 6 283 94.6 101 109 7 282 97.9 102 103 平均 281 102 104 105 RSD 1.7% 14% 5.7% 2.9%
下载: 导出CSV
表 3 日均暴露量相关参数的意义及取值
Table 3. Meaning and values of related parameters of average daily dose
下载: 导出CSV
表 4 购买的16种茶叶中高氯酸盐对人体的日均暴露量（ADD）及危害商（HQ）
Table 4. The average daily dose (ADD) and hazard quotient (HQ) of perchlorate in 16 kinds of tea purchased
样品名称Samples name 茶叶中高氯酸盐浓度/（mg·kg−1） Perchlorate concentration in tea 日均暴露量/（mg·(kg·d)−1）Average daily dose (ADD) 危害商Hazard quotient (HQ) 蒲公英茶1 2.71 6.71×10−4 2.24 铁观音1 1.38 3.41×10−4 1.14 铁观音2 0.590 1.46×10−4 0.487 铁观音3 0.257 6.35×10−5 0.212 铁观音4 0.405 1.00×10−4 0.334 绿茶1 0.728 1.80×10−4 0.600 绿茶2 0.217 5.37×10−5 0.179 绿茶3 0.290 7.19×10−5 0.240 绿茶4 0.420 1.04×10−4 0.346 红茶1 0.210 5.20×10−5 0.173 红茶2 0.265 6.56×10−5 0.219 红茶3 0.970 2.40×10−5 0.0800 红茶4 0.115 2.85×10−5 0.0951 大红袍1 0.207 5.13×10−5 0.171 普洱茶1 0.169 4.19×10−5 0.140 肉桂茶1 0.200 4.96×10−5 0.165
下载: 导出CSV
-
[1] PLEUS R C, COREY L M. Environmental exposure to perchlorate: A review of toxicology and human health [J]. Toxicology and Applied Pharmacology, 2018, 358: 102-109. doi: 10.1016/j.taap.2018.09.001 [2] STEINMAUS C M. Perchlorate in water supplies: Sources, exposures, and health effects [J]. Current Environmental Health Reports, 2016, 3(2): 136-143. doi: 10.1007/s40572-016-0087-y [3] EFSA Panel on Contaminants in the Food Chain (CONTAM). Scientific Opinion on the risks to public health related to the presence of perchlorate in food, in particular fruits and vegetables [J]. EFSA Journal, 2014, 12(10): 3869. doi: 10.2903/j.efsa.2014.3869 [4] EPA. Perchlorate (ClO−4) and Perchlorate Salts[EB/OL]. [2020-9-19].https://cfpub.epa.gov/ncea/iris2/chemicalLanding.cfm?substance_nmbr=1007. [5] EFSA Panel on Food Contact Materials, Enzymes, Flavourings and Processing Aids (CEF). Scientific Opinion on the risks to public health related to the presence of bisphenol A (BPA) in foodstuffs [J]. EFSA Journal, 2015, 13(1): 3978. doi: 10.2903/j.efsa.2015.3978 [6] LIU Y, SUN H, ZHOU L, et al. Quantitative determination and contamination pattern of perchlorate in tea by ultra performance liquid chromatography and tandem mass spectrometry [J]. Food Chemistry, 2019, 274: 180-186. doi: 10.1016/j.foodchem.2018.07.113 [7] BACKUS S M, KLAWUUN P, BROWN S, et al. Determination of perchlorate in selected surface waters in the Great Lakes Basin by HPLC/MS/MS [J]. Chemosphere, 2005, 61(6): 834-843. doi: 10.1016/j.chemosphere.2005.04.054 [8] ARIBI H E, BLANC Y J L, ATONSEN S, et al. Analysis of perchlorate in foods and beverages by ion chromatography coupled with tandem mass spectrometry (IC-ESI-MS/MS) [J]. Analytica Chimica Acta, 2006, 567(1): 39-47. doi: 10.1016/j.aca.2006.03.012 [9] 林立, 王海波, 史亚利. 二维离子色谱法同时测定环境水样中的碘离子、硫氰酸根和高氯酸根 [J]. 色谱, 2013, 31(3): 281-285. doi: 10.3724/SP.J.1123.2012.10034 LIN L, WANG H B, SHI Y L. Determination of iodide, thiocyanate and perchlorate ions in environmental water by two-dimensional ion chromatography [J]. Chinese Journal of Chromatography, 2013, 31(3): 281-285(in Chinese). doi: 10.3724/SP.J.1123.2012.10034
[10] 史亚利, 高健民, 李鑫, 等. 浏阳河水、底泥和土壤中高氯酸盐的污染 [J]. 环境化学, 2010, 29(3): 388-391. SHI Y L, GAO J M, LI X, et al. The investigation of perchlorate pollution level in Liu Yang River water, sediment and its nearby soil [J]. Environmental Chemistry, 2010, 29(3): 388-391(in Chinese).
[11] SHI Y L, ZHANG P, WANG Y, et al. Perchlorate in sewage sludge, rice, bottled water and milk collected from different areas in China [J]. Environment International, 2007, 33(7): 955-962. doi: 10.1016/j.envint.2007.05.007 [12] OH S, LEE J, MANDY P, et al. Analysis and exposure assessment of perchlorate in Korean dairy products with LC-MS/MS [J]. Environmental Health and Toxicology, 2011, 26: e2011011. doi: 10.5620/eht.2011.26.e2011011 [13] ZHOU X, LU X, WAN J, et al. Determination of chlorate and perchlorate in milk power by high-performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry [J]. Chinese Journal of Chromatography, 2019, 37(10): 1064-1070. doi: 10.3724/SP.J.1123.2019.04052 [14] 曾艳, 郞红, 邵辉, 等. 茶叶中高氯酸盐检测方法研究进展[J]. 分析测试技术与仪器, 25(3): 175-181. ZENG Y, LANG H, SHAO H, et al. Advance in research of determination methods of perchlorate in tea[J]. Analysis and testing technology and instruments, 25(3): 175-181(in Chinese).
[15] 华永有, 李宇翔, 林宏琳, 等. 茶叶中高氯酸盐检测与污染情况分析 [J]. 海峡预防医学杂志, 2018, 24(01): 4-6. HUA Y Y, LI Y X, LIN H L, et al. Detection and analysis on contamination with perchlorate in tea [J]. Strait Journal of Preventive Medicine, 2018, 24(01): 4-6(in Chinese).
[16] 彭西甜, 夏珍珍, 胡西洲, 等. 分散固相萃取-超高效液相色谱-串联质谱法测定茶叶中的高氯酸盐 [J]. 分析科学学报, 2020, 36(2): 275-279. PENG X T, XIA ZZ, HU X Z, et al. Determination of perchlorate in tea by ultra-high performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry coupled with dispersive solid phase extraction [J]. Journal of Analytical Science, 2020, 36(2): 275-279(in Chinese).
[17] 环境保护部. 中国人群暴露参数手册[M]. 北京: 中国环境出版社, 2013: 142-801. Ministry of Environmental Protection. Exposure factors handbooks of Chinese population[M]. Beijing: China Environment Press, 2013: 142-801(in Chinese).
[18] 屠幼英. 茶与健康[M]. 北京: 世界图书出版公司, 2011. TU Y Y, Tea and health[M]. Beijing: World Book Publishing Company, 2011(in Chinese).
-
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 3367
- HTML全文浏览数: 3367
- PDF下载数: 69
- 施引文献: 0
