一、自来水及水源水有机提取物对巨噬细胞的损伤作用（论文文献综述）
韩雪[1]（2020）在《基于光谱、总有机卤和毒性参数的饮用水水质监测与预警技术研究》文中认为饮用水水质与人类健康密切相关,但目前用于水质监测的理化和微生物指标存在局限性:（1）测定方法繁琐,无法快速检测水质状况;（2）指标有限,不能量化饮用水中存在的所有污染物;（3）不能反映多种污染物相互作用产生的综合毒性效应,导致不能及时、客观地检测与评价饮用水水质,从而不能有效地进行水污染预警,也不能为饮用水处理工艺改进与强化饮用水水质监管提供充分的科学依据。因此有必要发展新的水质监测技术来弥补常规监测体系的不足。在本研究中,我们对湖北省W市城区两个主要自来水厂的水源水、出厂水和管网末梢水进行长期采集,对样品进行紫外-可见吸收光谱与三维荧光光谱（three-dimension excitation-emission matrix,3D-EEM）分析、总有机卤（total organic halogens,TOX）含量检测和基于秀丽隐杆线虫（Caenorhabditis elegans,C.elegans）的生物毒性测定,探索相关指标在饮用水处理、管网输送和长期采样过程中的时空变化规律,并分析其与水质常规监测指标的相关性,以此评估光谱技术、TOX检测技术及C.elegans毒性分析技术在饮用水水质安全评价与预警中的应用效能。第一部分基于紫外-可见吸收光谱、三维荧光光谱的饮用水水质监测技术研究目的:（1）研究饮用水常规处理工艺、管网输送和季节因素对W市城区A、B两自来水厂水源水（分别为长江、汉江）、饮用水（出厂水和管网末梢水）的水质光谱特征的影响。（2）分析A、B自来水厂水源水、饮用水的水质光谱参数对常规监测指标的替代性。（3）建立A、B自来水厂水源水、饮用水水质光谱参数的正常值范围。方法:自2018年6月起至2019年9月,每月采集W市A、B自来水厂的水源水、出厂水、管网干线中点的末梢水（末梢水1）、管网支路终点的末梢水（末梢水2）和管网干线终点的末梢水（末梢水3）各一个水样,共获取130个样品。样品过滤后分别进行紫外-可见吸收光谱和3D-EEM扫描;以吸收系数（absorption coefficient,a）代表样品对紫外-可见光区域特定波长的吸收强度(如a254、a210分别衡量对波长为254 nm、210 nm的光的吸收强度);采用平行因子分析解析EEMs,提取水样荧光特征组分（component,C）。分析各水样的光谱特征及其时空变化规律。应用Person相关或Spearman相关分析水质光谱参数强度与常规监测指标值之间的相关性,用错误发现率（false discovery rate,FDR）方法对相关性p值进行多重检验校正;采用偏最小二乘回归（partial least squares regression,PLSR）比较单一与多个光谱参数强度对常规指标值的预测效能。以Q1-1.5IQR为下限值,Q3+1.5IQR为上限值（Q1:lower quartile,下四分位数;Q3:upper quartile,上四分位数;IQR:interquartile range,四分位数间距）建立A、B自来水厂水源水和饮用水光谱参数强度的正常值范围。结果:（1）从水源水、出厂水与末梢水水样中解析出三类荧光组分:类腐殖质组分(component 1,C1;最大激发波长和发射波长λex/em=245/435 nm)、类色氨酸组分(component 2,C2;λex/em=230（275）/345 nm)和类酪氨酸组分(component3,C3;λex/em=215（275）/290 nm);常规饮用水处理工艺对C1的去除效率普遍高于对C2、C3的去除效率;对于A自来水厂,出厂水经过管网输送,74.36%的末梢水样C2荧光强度和45.45%的末梢水样C3荧光强度升高;6～9月的水源水和饮用水a254、C1、C3的强度平均值分别为7.88 m-1、2.76 R.U.和1.60 R.U.,显着高于（p<0.05）它们在其他月份的强度平均值6.51 m-1、1.41 R.U.和0.40 R.U.。（2）饮用水a210值与硝酸盐氮浓度,a254值与总有机碳（total organic carbon,TOC）浓度之间存在显着性相关（p<0.05）,rs分别为0.88（n=52）和0.76（n=52）;相较于用单一a254值作为自变量,将230～400 nm波长范围内所有吸光度值纳入自变量进行PLSR分析可提高对饮用水TOC含量的解释性,决定系数R2（交叉验证决定系数Q2）由0.70（0.67）升高至0.85（0.76）。（3）A自来水厂水源水、饮用水以及B自来水厂水源水、饮用水a254的正常值范围分别为3.45～15.43 m-1、3.22～6.91 m-1、4.89～19.17 m-1、4.76～9.30 m-1;两自来水厂水源水、A自来水厂饮用水和B自来水厂饮用水a210正常值范围分别为141.62～302.86 m-1、138.17～304.01 m-1、132.13～277.23 m-1。结论:（1）常规饮用水处理工艺对水源水中有机物C1组分的去除效率高于对C2组分、C3组分的去除效率;饮用水在管网输送过程中,C2和C3荧光强度呈升高趋势;水源水和饮用水中有机物组分C1和C3在夏季显着增高。（2）饮用水的a210和a254可分别作为其硝酸盐和有机物污染监测的替代指标;基于PLS的多光谱参数回归模型可进一步提高对饮用水有机物含量的预测性。（3）基于a210和a254的正常值范围可分别用于A、B自来水厂饮用水硝酸盐和有机污染预警。第二部分总有机卤作为饮用水DBPs监测替代参数的研究目的:（1）研究饮用水常规处理工艺、管网输送和季节因素对TOX含量的影响。（2）探讨TOX与常规水质指标和水质光谱参数的相关性。（3）建立A、B自来水厂饮用水中TOX浓度的正常上限值。方法:采用微库仑法测定水样TOX含量。THMs（trihalomethanes,THMs）等水质常规指标的检测采用国家标准方法（GB/T5750.6-2006）。应用Person相关或Spearman相关分析检测数据之间的相关性,并用FDR方法对相关性p值进行多重检验校正。以“平均值+2.58标准差”建立饮用水TOX浓度正常的上限值。结果:（1）A、B自来水厂出厂水TOX浓度（分别为72.7～134.4μg/L和71.9～202.4μg/L）显着高于（p<0.05）相应水源水浓度（分别为7.0～70.3μg/L和4.1～69.7μg/L）,且TOX生成量与水源水溶解性有机碳（dissloved organic carbon,DOC）含量存在较强相关性,rs=0.68（n=24,p<0.05）;对于A自来水厂,末梢水2和3的TOX浓度的平均水平高于末梢水1高于出厂水,分别为123.8μg/L、110.3μg/L和102.7μg/L;A、B自来水厂不同季节饮用水TOX浓度无显着性差异（p>0.05）,平均值分别为:春季（4～5月）126.8μg/L、夏季（6～9月）131.7μg/L,秋季（10～11月）120.4μg/L和冬季（12月～次年3月）120.4μg/L。（2）饮用水THMs浓度与TOX浓度的相关性较低,rs为0.34（n=50,p<0.05）;以TTHMs为自变量仅能解释30%的TOX变化（R2=0.30）;饮用水中TOX浓度与TOC水平和C2荧光强度显着相关（p<0.05）,rs分别为0.64和0.34。（3）在本研究条件下,A、B自来水厂饮用水TOX浓度的正常上限值分别为177.6μg/L和222.1μg/L。结论:（1）降低水源水DOC浓度有助于减少出厂水TOX和/或DBPs生成;饮用水TOX浓度随输送距离增加呈现上升趋势;未见季节因素影响饮用水TOX水平。（2）THMs浓度不能充分反映饮用水中DBPs污染水平;TOX是潜在的可用于饮用水DBPs污染监测的参数。（3）TOX正常上限值可用于A、B自来水厂饮用水DBPs污染预警。第三部分基于C.elegans毒性的饮用水水质监测技术研究目的:（1）优化C.elegans氧化应激水质毒性检测技术。（2）研究饮用水常规处理工艺、管网输送和季节因素对水样致C.elegans氧化应激毒性、致死毒性、生殖毒性和遗传毒性的影响。（3）分析饮用水水质常规监测指标、光学参数和TOX浓度与生物毒性指标的相关性。（4）评价C.elegans和费氏弧菌（Vibrio fischeri,V.fischeri）的饮用水水质毒性检测结果的一致性。（5）建立A、B自来水厂饮用水致C.elegans毒性的正常值范围。方法:为优化C.elegans氧化应激试验条件以适用于水源水和饮用水水质监测,首先观察在不同的染毒时间（1、3、6、12和24 h）下,促氧化剂胡桃醌（5、10、20、40、60、80、100和120μM）诱导C.elegans gst-4荧光标记蛋白（Pgst-4::GFP）表达的剂量效应关系;其次评估在染毒12 h时,不同浓度的有效氯（0.025、0.05、0.1、0.3、0.9、2、4和8 mg/L）和亚硫酸钠（0.94、1.88、3.75、7.5和15 mg/L）对Pgst-4::GFP表达的诱导。根据建立的试验条件,测定水源水和饮用水样品对C.elegans Pgst-4::GFP的诱导效应。以XAD-2和XAD-8大孔树脂浓缩水样、超纯水（对照）,用相对浓缩倍数REF（relative enriched factor,REF）表示水样染毒剂量。每个水样设置5～6个染毒剂量,观察对L4期C.elegans染毒24 h的致死率并计算LC50;测定对V.fischeri染毒15 min的发光抑制率并计算EC50。用100 REF的水样染毒L1期线虫96 h,计算实验组C.elegans体长增量、受孕率和后代数目相对对照组的百分比。用100 REF的水样染毒L3期线虫24 h,提取单条线虫DNA,PCR扩增后计算DNA损伤率/10 kb（每10 kb DNA内出现影响PCR扩增的DNA损伤的频率）。应用Person相关或Spearman相关分析水质常规监测指标、光学参数和TOX参数与生物毒性指标的相关性,并用FDR方法对相关性p值进行多重检验校正。对于非正态分布的毒性指标检测值,以Q1-1.5IQR为下限值、Q3+1.5IQR为上限值建立正常值范围;对于正态分布的毒性指标检测值,以“平均值+/-2.58标准差”建立正常值范围。结果:（1）胡桃醌诱导C.elegans Pgst-4::GFP表达的剂量效应关系曲线呈现钟型,40μM胡桃醌染毒12 h诱导最大的C.elegans Pgst-4::GFP表达;染毒12 h,2mg/L的有效氯即可导致Pgst-4::GFP表达明显升高,15 mg/L亚硫酸钠不诱导线虫氧化应激反应。（2）与水源水相比,A、B自来水厂出厂水的遗传毒性增强,DNA损伤率平均值分别由0.01/10 kb升高至0.49/10 kb（p<0.05）,由0.18/10 kb升高至0.42/10 kb;出厂水经过输送后,23.53%的末梢水样品诱导的C.elegans DNA损伤率升高（p<0.05）。（3）饮用水水质常规指标（包括COD、硝酸盐氮、TTHMs等19个指标）、光学参数(包括吸收系数a254、a210以及C1、C2和C3荧光强度)、TOX参数与生物毒性指标之间无明显相关性。（4）水源水和饮用水浓缩提取物致C.elegans死亡率LC50为102.40～1323.44 REF,致V.fischeri发光抑制率EC50为0.29～29.65 REF,LC50和EC50之间不存在明显的相关性（p>0.05,n=125）。（5）在本研究条件下,A、B自来水厂饮用水致C.elegans Pgst-4::GFP表达水平的正常值范围分别为0.75～1.63和0.62～1.67;100 REF的饮用水致C.elegans后代数目下降的百分比不高于59.31%,致C.elegans DNA损伤率不超过1.21/10 kb。结论:（1）成功建立适宜于A、B自来水厂水源水与饮用水的C.elegans水质毒性检测技术。（2）常规饮用水处理工艺、管网输送及季节因素对饮用水水质生物毒性存在影响,该影响不能被水质常规监测所揭示。（3）生物毒性检测可增加基于水质常规检测的水质评估的科学性。（4）C.elegans和V.fischeri的水质毒性测试结果存在差异,采用成组生物毒性测试的策略可能更加客观地评价饮用水水质。（5）在本研究条件下,基于C.elegans Pgst-4::GFP表达水平、后代数目、DNA损伤率的正常值范围可用于A、B自来水厂饮用水水质异常预警。
高艳荣,史雪敏,贾玉巧,王丽,邰代鹏,孙瑶,常翔宇,张晗,田江,刘璐敏,李东颖[2]（2019）在《黄河包头段水源水有机提取物对雄性小鼠生表殖达细的胞影凋响亡及睾丸组织3-NT/Caspase-3表达的影响》文中研究说明[背景]水体有机物污染对生殖健康的危害已成为目前重点关注的问题。我国水环境污染主要是河流有机物污染。[目的]探讨黄河包头段水源水有机提取物对小鼠生殖细胞凋亡及睾丸组织3-硝基酪氨酸（3-nitrotyrosine,3-NT）和天冬氨酸半胱氨酸特异性蛋白3（cysteinyl aspartate specific proteinase-3,Caspase-3）表达的影响,并初步探讨其生殖毒性作用机制。[方法]60只SPF级雄性ICR小鼠随机分为6组:对照组、黄河水有机提取物染毒组（YRW-OE组）、黄河水有机提取物+N-乙酰半胱酸（NAC）处理组（YRW-OE+NAC组）、自来水有机提取物染毒组（TW-OE组）、自来水有机提取物+NAC处理组（TW-OE+NAC组）、NAC组,每组10只。经口灌胃染毒,隔日1次,每次染毒前1 hYRW-OE+NAC组、TW-OE+NAC组及NAC组小鼠经腹腔以0.02 mL/g（以体重计）体积注射浓度为10 g/L的NAC。染毒4周后,取小鼠附睾及睾丸组织,透射电镜检测生殖细胞凋亡,采用细胞计数板计数精子数量和观察精子畸形,ELISA法检测睾丸组织3-NT的表达,Western blotting法检测睾丸组织Caspase-3表达。[结果]与对照组[（4.15±0.06）×107/g,（4.84±0.65）%]比较,YRW-OE组小鼠精子数量[（2.86±0.06）×107/g]减少,精子畸形率[（19.59±1.49）%]增加（P <0.05）,TW-OE组仅精子畸形率[（7.89±1.16）%]增加（P <0.05）;YRW-OE+NAC组小鼠精子数量[（3.55±0.06）×107/g]高于YRW-OE组（P <0.05）,精子畸形率[（11.44±1.22）%]低于YRW-OE组（P <0.05）;TWOE+NAC组小鼠精子畸形率[（5.62±0.91）%]低于TW-OE组（P <0.05）。透射电镜显示,YRWOE组细胞核碎裂,核糖体和溶酶体等细胞器减少,细胞器结构不完整,凋亡细胞多见;YRW-OE+NAC组偶见核染色质固缩,核糖体、内质网和溶酶体等细胞器未见减少。与对照组比较,各染毒组小鼠睾丸组织3-NT和Caspase-3蛋白表达量明显增加,YRW-OE+NAC组3-NT[（8.46±0.40）mg/L]和Caspase-3蛋白（0.38±0.02）表达均低于YRW-OE组[（12.28±0.78）mg/L、0.48±0.02,均P <0.05];TW-OE+NAC组仅3-NT表达低于TW-OE组[（7.23±0.47）、（9.34±0.81）mg/L,P <0.05]。[结论]黄河水有机提取物能够引起实验小鼠睾丸生殖细胞凋亡增加,3-NT和Caspase-3蛋白表达量增加;氧化应激激活Caspase-3信号通路介导生殖细胞凋亡可能是其生殖毒性的重要作用机制之一。
高艳荣,王素华,高红萍,贾玉巧,王丽,杨欢[3]（2018）在《黄河包头段水源水有机提取物对雄性大鼠原代生殖细胞增殖和氧化损伤的影响》文中进行了进一步梳理[目的]探讨黄河包头段水源水有机提取物对雄性大鼠原代生殖细胞的细胞增殖和氧化损伤的影响。[方法]提取黄河包头段上游水源水、下游水源水、自来水中有机物,将提取液按照低、中、高剂量（10、100、1 000 mL/mL,指1 mL有机物提取液分别来源于10、100、1 000 mL原水样）对体外培养的雄性大鼠原代生殖细胞染毒24 h,对照组给予同体积PBS液,MTT法检测细胞增殖率,透射电镜检测细胞凋亡,微板法检测乳酸脱氢酶（LDH）、总抗氧化能力（T-AOC）、超氧化物歧化酶（SOD）、丙二醛（MDA）水平。[结果]与对照组比较,自来水和黄河上游、下游水源水有机物高剂量组、中剂量组生殖细胞增殖率均降低（均P<0.05）,高剂量组增殖率分别降低至（85.08±0.70）%、（90.80±0.30）%和（87.50±2.35）%。透射电镜检测显示,各高剂量染毒组细胞染色质边集、核碎裂和一些染色质块在膜散射,线粒体结构破坏,出现空泡,凋亡细胞多见。黄河下游及自来水高、中剂量组LDH活性均高于对照组（均P<0.05）,自来水和黄河上游、下游水源水有机物高剂量组LDH活性分别为（2 417.48±298.50）、（1 870.37±157.95）、（2 072.90±195.11）U/L。自来水和黄河上游、下游水源水高、中剂量组T-AOC水平、SOD活性均低于对照组,MDA浓度高于对照组,差异有统计学意义（均P<0.05）;在高剂量染毒条件下,自来水组SOD活性低于上游水源水[（6.52±1.77）、（8.74±0.90）U/mL,P<0.05],MDA浓度高于上游水源水[（3.14±1.18）、（2.27±0.82）nmol/L,P<0.05]。[结论]黄河上游、下游水源水有机物能够抑制雄性大鼠原代生殖细胞增殖,促进细胞凋亡,氧化损伤可能是其作用机制之一。
豆捷雄[4]（2017）在《SOS/umu试验应用于饮用水遗传毒性及致癌风险评估的研究》文中研究表明研究目的:使用SOS/umu试验研究3个北方城市的自来水厂的水源水、出厂水及末梢水的水样有机萃取物对鼠伤寒沙门氏菌TA1535/pSK1002细胞的DNA损伤作用,从而对水样中有机污染物的遗传毒性大小进行分析评价,并在此基础上预测饮用水致癌风险,同时为将此方法作为饮用水遗传毒性物质体外测试方法之一纳入相应饮用水管理规范提供实验依据。研究方法:选取3个北方城市（分别记为A市、B市、C市）的自来水厂的水源水、出厂水和末梢水为研究对象进行水样采集,每个采样点采集水样20L。使用HLB固相萃取小柱和丙酮洗脱液对水样中的有机污染物进行富集浓缩,应用SOS/umu试验进行细胞毒性测定和遗传毒性效应测定,水样有机提取物的染毒剂量设定为相当于原水的 2000 mL、1000 mL、500 mL、200 mL、100 mL、50mL,计算各水样染毒剂量对应的细胞生长因子（G值）和诱导率（IR值）来评价水样有机提取物的细胞毒性和遗传毒性效应;计算水样有机提取物相当于4-NQO的当量浓度和致癌风险指数P,预测致癌风险。研究结果:（1）采集于A、B、C三个城市的各个水样,在水样有机提取物的染毒高剂量时（相当于原水的2000 mL、1000 mL、500 mL）均表现出明显的细胞毒性,在水样有机提取物的染毒低剂量时（相当于原水的200 mL、100 mL、50 mL）的结果如下:A市水厂的水源水和出厂水在不加S9的条件下表现出明显的遗传毒性效应;B市水厂的水样在加S9和不加S9条件下均为未表现出明显的遗传毒性效应;C市1厂末梢水、2厂水源水、出厂水和末梢水在不加S9的条件下表现出明显的遗传毒性效应,1厂末梢水、2厂水源水和末梢水、3厂出厂水在加S9的条件下表现出明显的遗传毒性效应。（2）当致癌风险值取为10-6时,本实验中计算4-NQO的当量浓度为0.110μ g·L-1,因此将该值设定为安全饮用水遗传毒性致癌风险预测的基准值。根据各水样有机提取物相当于4-NQO的当量浓度和致癌风险指数P结果显示,A市、B市和C市各水样致癌风险均处在控制标准范围(10-6-10-4)内;其中A市水厂的水源水、出厂水和末梢水的4-NQO当量浓度均低于基准值,B市水厂的水源水和出厂水水样的4-NQO当量浓度均低于基准值,C市水样除了 3厂的末梢水以外,其他水样的4-NQO当量浓度均高于基准值。结论:（1）SOS/umu试验因其操作简便、实验过程中对无菌操作要求较低、实验周期较短、重现性好,在检测饮用水有机提取物的遗传毒性方面具有较高的灵敏度,故SOS/umu试验可应用于水体突发污染事件的早期快速遗传毒性效应评价,结合4-NQO等当量浓度对水体进行致癌风险评估是可行的。（2）本研究结果表明,A市采集水样的有机提取物在一定程度上表现出遗传毒性效应,且经过自来水厂氯化消毒后的出厂水遗传毒性效应增强;水样中有机污染物主要以直接致癌物为主,其不需要经过代谢活化就能够引起DNA损伤效应;B市采集的水样未表现出明显遗传毒性效应;C市采集水样的有机提取物在一定程度上表现出遗传毒性效应,2厂和3厂的遗传毒性大小为:水源水>出厂水>末梢水,1厂末梢水的遗传毒性大于水源水和出厂水。（3）根据4-硝基喹啉等当量浓度致癌风险结果判断,A、B、C三市水样的致癌风险均可接受,A市水样的致癌风险低于B市、C市。
施鹏[5]（2015）在《基于磁性树脂吸附的饮用水复合污染净化技术安全性研究》文中认为环境监测数据表明我国主要饮用水源已经遭受不同程度的污染,其中地表水中不适宜作为饮用水源的河段已超过50%,而城市周边水域中接近80%的河段不适合作为饮用水源,而常规的饮用水处理工艺难以有效去除高浓度复合污染物。本团队自主研发的新型磁性丙烯酸系强碱阴离子交换树脂（NDMP）可有效吸附去除水体中的天然有机质及其他阴离子型污染物,然而针对新型磁性树脂材料预处理方法,对不同类型复合污染饮用水污染物去除效果以及生物毒性削减情况,以及示范工程健康风险削减情况未有详细研究。基于以上背景,本论文主要研究结论如下:（1）总体上淮河下游地区饮用水源水中污染物呈现区域性及季节性特征,夏季污染要比冬季严重,沂沐泗水系CODMn及氨氮两者浓度水平要低于里下河水系地区。通榆河及蟒蛇河水系中还存在铝、铁和锰超标情况,夏季污染程度更重。蔷薇河及新沂河水源水中存在氟离子超标的风险。整体上沿海地区水源水中溴离子浓度较高。毒害有机污染物分析结果表明,淮河下游地区饮用水源中均检测到了多环芳烃类、多氯联苯类、钛酸酯类、有机氯农药类和其他类等。里下河水系水源水中有机污染物污染要比沂沐泗水系地区水源水严重,其中有机氯农药种类较多,钛酸酯类污染物浓度较高。健康风险模型分析水源水对人体致癌风险大小结果表明,3月份泰东河和通榆河南部水系水源水和北部沂沐泗水系水源水存在潜在致癌风险,整体上7月及8月份致癌风险大于3月份。淮河下游地区典型水源水生物毒性分析结果表明,长江、太湖、通榆河、中山河和蟒蛇河水源水对RTL-W1细胞没有显着的细胞毒性。EROD实验检测结果表明所有检测的水源水均具有一定的类二恶英毒性,其中中山河和通榆河水源水毒性较大,已检测到的多环芳烃及多氯联苯最高可解释6.05%的毒性来源。细胞微核实验结果表明中山河、通榆河和蟒蛇河水源水具有显着的遗传毒性效应。这可能与中山河等水系中较高的毒害有机污染物浓度相关。除长江水源水外,其余太湖、中山河、通榆河和蟒蛇河均具有显着的间接致突变毒性,水体中的多环芳烃及多氯联苯等物质均是典型的间接致突变物。CALUX实验检测结果表明所有检测水源水均具有显着的雌激素效应,无雄激素效应,这和通榆河中较高的钛酸酯浓度有关。（2）树脂溶出物试验表明,未经充分清洗的磁性树脂溶出物含有苯环类、钛酸酯类、十二醇、环己醇等多种有机污染物,且出水浊度升高。磁性树脂经水洗后有机物可被去除,在用蒸馏水清洗下,500 BV左右的清洗水量,NDMP-2树脂出水浊度即降至0.2 NTU,NDMP-3则需使用1000 BV蒸馏水。模拟地下水清洗树脂效果较蒸馏水效果差,NDMP-2需使用1000 BV,NDMP-3需要使用2000 BV水清洗方达到同等效果,树脂溶出物中无过量Fe溶出风险。NDMP-2及NDMP-3磁性树脂经2000 BV模拟地下水清洗后,树脂溶出物中无明显有机物检出。消毒实验表明,未经清洗NDMP-3树脂溶出物消毒后会生成亚硝胺类消毒副产物前驱物,经2000 BV模拟地下水清洗后,所有树脂均未检测到亚硝胺类消毒副产物的生成。未清洗磁性树脂溶出物无显着致突变毒性,但具有一定遗传毒性,经清洗后溶出物及消毒后水体均无毒性检出。磁性树脂在应用在给水领域时,需进行有效地预处理,以保证其生物安全性。（3）平行因子法分析三维荧光数据结果表明,长江、太湖、通榆河、中山河及蟒蛇河水源水中主要有4种组分的溶解性有机质,其中太湖水源水中含有大量色氨酸和络氨酸类物质,原因可能是太湖蓝藻含量较高。通榆河、中山河和蟒蛇河水源水中腐植酸类物质含量较高,证明其受到污水影响较大。长江水源水仅受到色氨酸类蛋白的轻微污染。新型磁性树脂工艺能有效去除水源水中的有机碳和溴离子,可大幅减少后续生成的可吸附有机卤素和消毒副产物。并且能100%去除水体的细胞毒性,去除40%-75%的遗传毒性和氧化应激损伤。但是常规处理工艺反而会增加太湖和中山河源水处理后的细胞毒性,太湖和蟒蛇河的遗传毒性和蟒蛇河的氧化损伤能力。相关性分析结果表明处理过水体中可吸附有机卤素含量与遗传毒性大小、谷胱甘肽浓度存在显着的正相关关系。（4）新型磁性树脂示范工程能能将有效去除水体中的有机污染负荷,并且对氨氮和部分半挥发性有机物具有一定的去除能力,经新型磁性树脂示范工程处理后,各项指标均达到了生活饮用水标准。大丰水源水长期暴露能增加小鼠的体重,和小鼠肝脏和肾脏相对重量。肝组织病理学损伤和血清生化结果显示,水源水及常规处理组的小鼠受到了显着影响,但磁性树脂深度处理组没有产生显着变化。转录组分析结果表明,实验暴露组水样能够引起肝脏中数百个基因的表达产生显着差异。DNA芯片的差异表达基因的聚类分析与数字表达谱的聚类结果一致。蛋白质组学分析结果表明,水源水、常规处理组和磁性树脂处理组暴露后小鼠肝脏组织中分别有59、145和41个蛋白质含量发生了显着改变。代谢组学结果显示水源水、常规处理组和磁性树脂处理组暴露小鼠血清中分别有8、2和0个代谢物发生显着改变。水源水暴露组中,发现影响多个代谢途径包括代谢外源性物质的细胞色素P450和脂肪酸代谢发生了改变。
杨光红,张爱华,王士然,郝顺泮,岑延利,秦旭[6]（2013）在《常规水处理工艺对地表水有机提取物遗传毒性的影响》文中提出目的探讨常规水处理工艺对地表水有机提取物遗传毒性的影响。方法于2010年7—9月（丰水期）采集贵阳市某地水厂的水源水和管网末梢水水样,对其有机提取物进行Ames试验（染毒剂量为2、4、8 L/皿）;并进行单细胞凝胶电泳试验、小鼠骨髓嗜多染红细胞微核试验,采用80只清洁级昆明小鼠,雌雄各半,染毒剂量均为0.01、0.05、0.25 L/g,每天1次,连续5 d。结果两种水样有机提取物对TA100致突变阴性;在-S9和+S9情况下,8 L/皿水源水和4、8 L/皿管网末梢水有机提取物对TA98均为阳性。与溶剂对照组比较,0.05、0.25 L/g水源水有机提取物染毒组和各剂量管网末梢水有机提取物染毒组小鼠肝细胞的拖尾率和尾长均增加,差异有统计学意义（P<0.05）。与溶剂对照组比较,仅0.25 L/g水源水和管网末梢水有机提取物染毒小鼠骨髓细胞的微核率均较高,差异有统计学意义（P<0.05）。结论本次调查的地表水在常规水处理工艺前后,其有机提取物在较高剂量下有遗传毒性。
胡欣欣[7]（2013）在《基于效应先导分析的典型环境样品有机毒物鉴别研究》文中进行了进一步梳理随着经济的发展和人们生活水平的不断提高,在工、农业生产及生活、消费过程中,大量的有机污染物被不断排放到环境中,造成环境有机污染日趋严重。过去对有机污染物的监测多采用化学分析手段,然而有机污染物的种类多且杂,既包括一些已知的化合物,也包括大量的未知化合物,利用仪器分析手段不可能穷尽所有的化合物,而且不能评估这些化合物带来的潜在危害。近年来,许多生物毒性检测方法被发展和应用,这些毒性检测手段能评估环境样品和化合物的毒性效应,然而却无法鉴别其中的主要致毒物质。因此,将化学分析和毒性鉴定手段结合起来的方法逐步发展起来,其中效应先导分析（Effect-directed analysis,简称EDA）就是一种将化学分析和生物毒性检测方法结合起来的针对环境样品有机提取物的毒性检测和毒物鉴别方法。本研究是在现有EDA方法的基础上,发展和优化包括不同毒性效应检测方法及相应数据库、不同毒物鉴别方法和不同毒物确认方法的更合理有效的EDA方法,克服传统效应先导分析方法鉴别步骤繁琐、鉴别难度大和缺乏毒物确认步骤等缺点。并基于优化的EDA方法研究饮用水源水和饮用水、太湖水和底泥和工业园区污泥等江苏省比较关注的、不同环境介质的、影响生态系统和人体健康的环境样品的有机提取物的毒性效应及其成因。研究的主要结果如下：（1）针对水生动物和水生植物急性毒性及哺乳动物内分泌干扰活性,优化和发展了大型溞急性毒性试验和绿藻急性毒性试验的个体生物毒性检测方法以及内分泌干扰活性（雄激素活性）的体外毒性检测方法,研究证明优化的方法稳定、可靠：针对不同的毒性检测方法,建立了不同毒性效应的潜在致毒物质数据库；筛选出了适合个体生物毒性评价的毒性单位（Toxic Unit,简称TU）法和适合体外毒性评价的毒性当量（Toxic Equivalent Quangtity,简称TEQ）法；优化和发展了适合不同致毒物质特点的毒物确认方法,包括相关分析法、可疑致毒物质添加法和增效剂添加法。（2）饮用水源水和饮用水有机提取物的雄激素活性及成因研究,采用基于雄激素活性检测的EDA方法,研究发现13个饮用水源水有机提取物均未检出拟雄激素活性,除3个地下水外,其他10个点位水样有机提取物均表现出明显的抗雄激素活性,抗雄激素活性当量为9.9到1.4× 102嵋氟他胺/L,接近或略小于氟他胺的最低有效应浓度（LOEC）,说明这些饮用水源水具有潜在雄激素干扰风险；利用EDA方法鉴别出酞酸酯化合物特别是邻苯二甲酸异丁酯（DIBP）和邻苯二甲酸正丁酯（DNBP）可能是这些点位抗雄激素活性的主要贡献者。为评估对人们可能产生的潜在危害,对水厂出水、自来水、烧开水和倾倒的烧开水有机提取物的雄激素活性也进行了检测,结果发现,这些水样有机提取物均没有表现出拟/抗雄激素活性。此外,酞酸酯的主要代谢物与母体酞酸酯化合物共存时不会增大酞酸酯化合物的拟/抗雄激素活性。（3）太湖水和底泥有机提取物的大型溞急性毒性及成因研究,采用基于大型溞急性毒性检测的EDA方法,研究发现12个水样中5个样品的有机提取物具有大型溞急性毒性,其观察毒性单位（Observed toxic unit,简你OTU）为1.0×10-2到3.7×10-1,12个底泥样品的有机提取物均具有明显的大型溞急性毒性,其OTU为6.0×10-2到7.9×10-1 mL/mg污泥（干重）；水样和底泥样品中最大的毒性分别出现在7月和10月。位于竺山湖点位的水和底泥的毒性均最大。利用EDA方法鉴别出毒死蜱和氟氯氰菊酯可能是这些点位大型溞急性毒性的主要贡献者。然而目前在中国没有针对毒死蜱和氟氯氰菊酯的相关水质标准或基准。同时,三个不同的验证方法证明鉴别结果准确可靠。（4）污泥有机提取物的绿藻急性毒性和雄激素活性效应及成因研究,采用基于绿藻急性毒性和雄激素活性检测的EDA方法,研究发现18个点位中6个点位的污泥有机提取物具有绿藻急性毒性,72 h的TU为1.1×10-1到6.2；所有点位的污泥有机提取物均没有表现出拟雄激素活性,12个点位的污泥有机提取物表现出明显的抗雄激素活性,抗雄激素活性当量为1.2×10-1到1.8×101岭氟他胺/g污泥(干重；其中绿藻急性毒性和抗雄激素活性最大的点位均为化工行业。利用EDA方法发现不同点位的主要致毒物质存在一定差异,主要包括双酚A、烷基酚、部分拟除虫菊酯和有机磷农药、部分多环芳烃等。
田艳[8]（2012）在《气相色谱—质谱法测定乌鲁木齐市生活饮用水中痕量邻苯二甲酸酯类物质的研究》文中提出目的：1)本研究通过采用正交实验方法对乌鲁木齐市管网末梢水中邻苯二甲酸酯类物质GC-MS检测条件进行优化，建立一种测定生活饮用水中邻苯二甲酸酯类有机污染物的固相萃取-气质联用的定性定量分析方法。2)将确定的最佳固相萃取浓缩方法用于乌鲁木齐市红雁池、城建股份、三甬碑三个水厂采集的水样前处理，并对其进行邻苯二甲酸酯类有机污染物的定性定量分析，对其可能的污染来源进行分析，为邻苯二甲酸酯类有机污染的防治提供科学依据，并考察当前的自来水处理工艺对邻苯二甲酸酯类有机污染物的去除效果。3)了解天山乌鲁木齐河源1号冰川源头水中有机污染的现状，对邻苯二甲酸酯类有机污染物的定性定量分析，分析可能的污染来源。方法：首先采用固相萃取预处理和气质联用对10种邻苯二甲酸酯类物质（PAEs）进行测定，针对影响固相萃取的3个主要因素，即固相萃取柱、洗脱剂、洗脱时间，利用正交实验进行萃取条件的优化。再用优化好的方法对乌鲁木齐市的三个入厂水和出厂水以及1号冰川的20L水样进行固相萃取预处理、浓缩水样、洗脱、氮气吹干、最后用正己烷定容至1mL，用GC/MS进行检测，得到的质谱图与NIS2005库比对检索，对检出的化合物进行定性，根据标准品配制相关的标准曲线，计算出乌鲁木齐市的三个入厂水和出厂水以及1号冰川的邻苯二甲酸酯类物质的浓度，并确定1号冰川源头水中的主要有机物的种类。结果：由正交实验得到最佳萃取条件：固相萃取柱为HLB柱，洗脱剂为乙酸乙酯，洗脱时间为25分钟，并确定了10种PAEs的相关系数（0.9900.998）、最低检出限（0.03μg/L）、回收率（71.67%84.67%）。确定了乌鲁木齐市三个出厂水、入厂水中以及1号冰川源头水中10种邻苯二甲酸酯类物质的浓度，其中邻苯二甲酸二丁酯浓度在源头水、乌鲁木齐市水厂中均较高,超出我国《生活饮用水卫生标准》（GB5749一2006）0.003mg/L的限值。而在我国《生活饮用水卫生标准》（GB5749一2006）范畴内的还有邻苯二甲酸二乙酯、邻苯二甲酸一乙基己基己二酸酯、邻苯二甲酸-乙基-2-乙基己基酯均未超出其限值。其余6种邻苯二甲酸酯类物质目前尚无限值，且含量相对较高，如邻苯二甲酸环己酯等。关于去除率，三个水厂对邻苯二甲酸酯类物质的去除能力明显不足，其中城建股份水厂的去除效果明显好于红雁池水厂和三甬碑水厂。1号冰川源头水中检测出3类有机物，共计13种，但与大陆其他高山冰川相比，有机污染物的种类相对较少。结论：确定的最佳固相萃取方法线性相关性较好，精密度高，准确性好，适于水中痕量PAEs的测定。乌鲁木齐市各水源均存在一定邻苯二甲酸酯类物质的污染，各水厂的自来水处理工艺对有机污染物去除明显不足，望今后能提高改革力度，尽快改善居民的饮用水质。
王德东,钟嶷,朱伟,梁剑明,张潞,李文学,张全新,杨光宇,黄汝明,孙兰,傅雪松,施洁,周自严,毕华[9]（2011）在《用彗星试验研究饮用水中有机提取物对小鼠睾丸细胞DNA的损伤作用》文中研究表明目的通过彗星试验探讨饮用水两种不同消毒工艺所产生的非挥发性有机提取物对小鼠睾丸细胞DNA的损伤作用。方法设对照组,低、中和高剂量组共4个组,采用彗星试验检测NZ和XC水厂丰水期和枯水期水源水、自来水水样的非挥发性有机提取物对小鼠睾丸细胞DNA的损伤,并进行比较。结果各剂量组都出现了明显的拖尾现象,NZ与XC水厂的拖尾率比较差异无统计学意义。各剂量组的平均尾长明显高于对照组,NZ水厂低剂量组中,枯水期水源水平均尾长（19.3±2.7）μm高于自来水的（16.0±2.5）μm;高剂量组中,丰水期水源水高于自来水。水源水中,枯水期低剂量组低于丰水期、中剂量组高于丰水期;自来水中,枯水期中剂量组低于丰水期,高剂量组高于丰水期。XC水厂低剂量组中,丰水期的水源水平均尾长（15.5±1.0）μm低于自来水的（24.9±2.6）μm,中剂量组中,枯水期水源水高于自来水。水源水中,丰水期低剂量组低于枯水期,中剂量组和高剂量组丰水期高于枯水期;自来水中,丰水期中剂量组高于枯水期。结论 NZ和XC水厂的丰水期和枯水期有机提取物均含有导致小鼠睾丸细胞DNA损伤的物质;水源水与自来水、丰水期与枯水期表现为不同程度的DNA损伤。
鲁英[10]（2010）在《乌鲁木齐市生活饮用水中有机物现状及其类雌激素效应的研究》文中研究指明目的：目前已知的有机物种类约700万种,其中人工合成的有机物种类达十万种以上且以每年2000种的速度递增。很多有机污染物本身有一定的生物积累性和致癌、致畸、致突变的三致作用,一些有机物对人的生殖功能可以产生不可逆的影响,是人类的隐型杀手。目前,发现我国很多城市的水源水和自来水中的有机物种类和数量相当大,污染问题突出,在一些城市的自来水中检测到了具有内分泌干扰效应的有机物。但是我区尚未开展有关具有环境内分泌干扰效应的有机物的监测工作,而且乌鲁木齐市的主要饮用水来源为冰川融水,其有机污染物可能也会与其他以江河水为主要源水的地方有所区别。本研究旨在确定乌鲁木齐市以地表水为主要来源的入厂水和出厂水中的主要有机物,对其可能来源进行分析,为有机污染的防治提供科学依据,并考察当前的自来水处理工艺对有机物的去除效果,为自来水厂的工艺改革提供参考依据。在此基础上对有机物的雌激素效应进行检测,探究环境有机物的雌激素效应作用机制,探索水环境污染可行的生物标志物。方法：1)于2009年8月上旬采集乌鲁木齐市以地表水为主要源水的三个水厂的入厂水及出厂水各100L。每20L用1支HLB固相萃取柱将水样浓缩,溶剂洗脱,氮气吹干后,用正己烷定容至lml。用GC/MS进行检测,将得到的质谱图与NIST2005库比对检索,对检出的化合物定性。在此基础上,计算检出物的峰面积,确定乌鲁木齐市水中主要的有机物的种类；2)通过一级质谱确定保留时间,摸索合适的碰撞能量,对二级质谱进行优化,建立气相-三重四极杆串联质谱在MRM模式下定量分析邻苯二甲酸甲酯、邻苯二甲酸乙酯、邻苯二甲酸丁酯、邻苯二甲酸异丁酯、邻苯二甲酸戊酯5种邻苯酸酯类物质的方法,并对乌鲁木齐市生活饮用水中所含5种邻苯酸酯类物质进行定量分析；3)根据邻苯酸酯类物质的定量结果和其他各种有机物的峰面积,得到乌鲁木齐市生活饮用水中各种有机物的浓度。根据CAS号,在MSDS和Chemical book数据库中检索三个水厂入厂水和出厂水中有机物的LD50,并查阅相关国家标准。以LD50为纽带,以有国家标准的物质为基准,对尚未设立国家标准的水中有机物进行限值估计,将其引入Nemerow指数,对水质进行综合评价。Nemerow指数越高,水质越差；4)选择体重15.93±2.67克的健康清洁级ICR雄性小鼠50只,适应性喂饲1周后,随机分为5组,每组10只。分别将HLB柱浓缩的各出厂水的有机物提取物溶于DMSO中。设对照组（0.25 mL·kg-1DMSO组）低剂量（1.25L水中有机提取物·kg-1组）、中剂量（2.5L水中有机提取物·kg-1组）、高剂量（5L水中有机提取物·kg-1组）、17β-雌二醇（1mg·kg-1）5个剂量组。每天经口灌胃给予各组小鼠饮用水有机提取物,连续染毒15天,称重,眼球采血,处死小鼠后,取睾丸进行SOD、MDA、ACP、AKP、γ-GT活力各项指标的测定,并检测血清中的睾酮和卵泡刺激素；5)37℃、5%CO2、100%湿度在96孔培养板中用无酚红的DMEM/F12去激素血清培养基培养MCF-7细胞,以无水乙醇为溶剂对照,17-p-雌二醇（分别以10-6mol/L、10-9mol/L、10-12mol/L）为阳性对照,实验组为6个水样提取物,每个提取物设相当于原水量500 ml、1000ml和2000 ml的低、中、高3个剂量组,每个剂量设4个复孔。以Alamar Blue为细胞增殖检测剂,分别在12小时、24小时、48小时后用酶标仪测定各孔吸光度值（A）,并计算平均A值和增殖率。根据细胞增殖情况,选择中、高剂量组（即每个提取物设相当于原水量1000 ml和2000ml）,在12孔板中无酚红去激素血清培养MCF-7细胞48小时,染毒24小时,trazol法提取总RNA,进行逆转录。从样品中随机抽样,用普通PCR扩增Hsp90AAl基因、ERa基因、ERRa基因,进行凝胶电泳,在紫外灯下切胶,得到上述基因的纯品。分别将所得的各基因的纯品按101、102、103、104、105、106、107浓度梯度稀释,用dEPC水做阴控,采用实时荧光定量PCR仪制备各基因的标准曲线。采用实时荧光定量法对Hsp90AA1基因、ERa基因、ERR基因表达进行定量分析；6)将MCF-7细胞在24孔培养板中用无酚红去激素血清培养基培养24小时后,以无水乙醇为溶剂对照,实验组为6个水样提取物,浓度为各水样增殖率最高的剂量组,细胞爬片,用荧光免疫化学法检测测Bax蛋白和Bcl-2蛋白的表达情况,计算Bcl-2/Bax比率。结果：1)确定了乌鲁木齐市以地表水为主要来源的入厂水和出厂水中的主要有机物有烷烃类、酯类、羧酸类、芳香烃、酮类、醇类、烯烃类、酰胺类共计8大类39种,其中烷烃类在各水样中检出最多,其次为酯类、羧酸类、芳香性化合物,但与其他省市的同类研究比较,乌鲁木齐市的地表水源污染物的种类较少；2)乌鲁木齐市以地表水为主要来源的入厂水和出厂水中的主要有机物在EPA黑名单中的有邻苯二甲酸酯类,包括邻苯二甲酸二甲酯、邻苯二甲酸二乙酯、邻苯二甲酸二丁酯、邻苯二甲酸二异辛基酯、邻苯二甲酸丁基辛基酯、邻苯二甲酸二（2-甲基丙基）酯；3)对乌鲁木齐市以地表水为主要水源的三个水厂的入厂水和出厂水中的主要有机物进行分析评价,A厂（红雁池水厂）对烷烃类、酯类、羧酸类和芳香性化合物的去除率要高于B厂（城建股份水厂）和C厂（三甬碑水厂）；4)A入厂水的Nemerow评分远高于其他水厂的入厂水,提示A水厂的有机物污染状况较其他水厂严重。各水厂入厂水的评分均高于出厂水的评分,说明出厂水水质优于入厂水；5)动物实验结果显示,乌鲁木齐市以地表水为主要原水的三个自来水厂的出厂水中的有机物对雄性小鼠未呈现出明显的抗雄激素作用；6)MCF-7细胞增殖实验染毒24小时后,阴性对照组与水样高、中剂量组的差异有统计学意义,与低剂量组无统计学差异；阳性对照的中剂量组与水样各剂量组的差异有统计学意义。阳性对照中剂量组对MCF-7细胞促增殖率最大,染毒24小时后,高、中剂量组的促增殖效应强于低剂量组,但是染毒48小时后,各水样低剂量组几乎都显示出了较高、中剂量组更强的增殖率；7)各组的Bax蛋白荧光灰度值之间有统计学差异（P<0.05）,各实验组Bax蛋白荧光灰度值低于阴性组。各组的Bcl-2蛋白荧光灰度值之间有统计学差异（P<0.05）,除C出厂水组外,其它各实验组Bcl-2蛋白荧光灰度值高于阴性组。各组的Bcl-2/Bax比率（Bcl-2蛋白荧光灰度值与Bax蛋白荧光灰度值的比）之间有统计学差异（P<0.05）,各实验组的Bcl-2/Bax比率均高于阴性组（P<0.05）；A入厂水组、B入厂水组和C入厂水组的Bcl-2/Bax比率分别高于A出厂水组、B出厂水组和C出厂水组（P<0.05）；8)hsp90AA1的表达在高剂量组各水厂的入厂水和出厂水之间比较均存在显着性差异。B厂入厂水高剂量组MCF-7细胞hsp90AA1的表达上调,明显高于A、C水厂,但是B厂出厂水高剂量组对MCF-7细胞hsp90AA1表达的影响,与其他各水厂的出厂水相比,并未显示出显着性差异;hsp90AA1、ERa、ERRα基因表达呈明显正相关,hsp90AA1表达和ERα、ERRα表达的Pearson相关系数分别为0.988和0.944（P<0.05）。结论：乌鲁木齐市以地表水为主要源水的生活饮用水中的有机污染状况与我国其他地区相比污染程度较轻。水样作用而导致的细胞增殖现象,不是典型的通过核受体途径影响ERa的转录而产生的,更多的是依赖于非基因组效应。鉴于hsp90对环境污染物的敏感性及其表达与ERα和ERRα的相关性,建议将hsp90作为环境雌激素的效应标志物。
二、自来水及水源水有机提取物对巨噬细胞的损伤作用（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、自来水及水源水有机提取物对巨噬细胞的损伤作用（论文提纲范文）
（1）基于光谱、总有机卤和毒性参数的饮用水水质监测与预警技术研究（论文提纲范文）
| 全文缩写词 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 技术路线图 |
| 第一部分 基于紫外-可见吸收光谱、三维荧光光谱的饮用水水质监测技术研究 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验仪器与耗材 |
| 1.2 水样采集 |
| 1.3 紫外-可见吸收光谱的测定 |
| 1.4 三维荧光光谱的测定与解析 |
| 1.5 水质常规监测指标的测定 |
| 1.6 统计分析方法 |
| 2 结果 |
| 2.1 水样紫外-可见吸收光谱和三维荧光光谱特征 |
| 2.2 水质常规监测指标与光谱参数之间的关联 |
| 2.3 水样紫外吸收系数、荧光强度的时空变化特征 |
| 2.4 水样中有机物组分的时空变化特征 |
| 2.5 建立水样紫外-可见吸收光谱参数的正常值范围 |
| 3 讨论 |
| 3.1 饮用水水质常规监测指标的相互替代性 |
| 3.2 紫外-可见吸收光谱在饮用水水质监测中的价值 |
| 3.3 三维荧光光谱在饮用水水质监测中的价值 |
| 4 小结 |
| 第二部分 总有机卤作为饮用水DBPs监测替代参数的研究 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验仪器与试剂 |
| 1.2 微库仑法测定水样TOX浓度 |
| 1.3 统计分析方法 |
| 2 结果 |
| 2.1 饮用水TOX浓度与THMs水平的关联 |
| 2.2 饮用水TOX浓度的时空变化特征 |
| 2.3 饮用水TOX生成的影响因素 |
| 2.4 建立饮用水中TOX浓度的正常值范围 |
| 3 讨论 |
| 3.1 饮用水中TOX的来源及与DBPs、THMs的关系 |
| 3.2 A、B自来水厂饮用水中TOX生成影响因素及其浓度的正常值范围 |
| 4 小结 |
| 第三部分 基于C.elegans毒性的饮用水水质监测技术研究 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验仪器与试剂 |
| 1.2 C.elegans培养 |
| 1.3 C.elegans氧化应激试验 |
| 1.4 水样有机物富集 |
| 1.5 C.elegans致死毒性试验 |
| 1.6 C.elegans生长和生殖毒性试验 |
| 1.7 C.elegans遗传毒性试验 |
| 1.8 细菌发光抑制试验 |
| 1.9 统计分析方法 |
| 2 结果 |
| 2.1 C.elegans氧化应激试验条件优化及水样生物毒性评价 |
| 2.2 水样有机提取物的生物毒性试验结果 |
| 2.3 水样生物毒性指标之间及与常规指标、光谱参数和TOX的关联 |
| 3 讨论 |
| 3.1 水质常规指标、光谱参数和TOX水平对毒性指标的解释性 |
| 3.2 C.elegans氧化应激试验在饮用水水质监测中的价值 |
| 3.3 C.elegans致死试验在饮用水水质监测中的价值 |
| 3.4 C.elegans生殖毒性试验在饮用水水质监测中的价值 |
| 3.5 C.elegans遗传毒性试验在饮用水水质监测中的价值 |
| 3.6 基于C.elegans的多个毒性终点指标应用于饮用水水质监测的比较 |
| 4 小结 |
| 结论 |
| 创新点与局限性 |
| 参考文献 |
| 综述 三维荧光光谱技术及其在饮用水水质监测中的应用 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（2）黄河包头段水源水有机提取物对雄性小鼠生表殖达细的胞影凋响亡及睾丸组织3-NT/Caspase-3表达的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂与仪器 |
| 1.1.1 试剂 |
| 1.1.2 仪器 |
| 1.2 水样采集及有机物提取 |
| 1.2.1 水样采集 |
| 1.2.2 有机物提取 |
| 1.3 实验动物分组与染毒 |
| 1.4 精子计数、精子畸形及生殖细胞凋亡检测 |
| 1.5 ELISA法测定小鼠睾丸组织3-NT的表达 |
| 1.6 Western blotting法检测小鼠睾丸组织Caspase-3蛋白的表达 |
| 1.7 统计学分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 水样中有机提取物对精子数量、精子质量的影响 |
| 2.2 水样中有机提取物对睾丸生殖细胞凋亡的影响 |
| 2.3 水样中有机提取物对睾丸组织3-NT表达的影响 |
| 2.4 水样中有机提取物对睾丸组织Caspase-3表达的影响 |
| 3 讨论 |
（3）黄河包头段水源水有机提取物对雄性大鼠原代生殖细胞增殖和氧化损伤的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂与仪器 |
| 1.1.1 试剂 |
| 1.1.2 仪器 |
| 1.2 水样采集及有机物提取 |
| 1.2.1 水样采集 |
| 1.2.2 有机物提取 |
| 1.3 细胞提取与体外培养 |
| 1.4 细胞染毒 |
| 1.5 统计学分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 生殖细胞增殖率和凋亡检测结果 |
| 2.2 生殖细胞氧化损伤指标检测结果 |
| 3 讨论 |
（4）SOS/umu试验应用于饮用水遗传毒性及致癌风险评估的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 英文缩略语表汇总 |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 水体中有机污染物的来源和危害 |
| 1.3 水样前处理方法 |
| 1.3.1 回流萃取 |
| 1.3.2 液液萃取 |
| 1.3.3 树脂吸附法 |
| 1.3.4 固相萃取法 |
| 1.3.5 顶空萃取法 |
| 1.3.6 膜萃取技术 |
| 1.4 常用的水体短期遗传毒性试验方法 |
| 1.4.1 Ames试验 |
| 1.4.2 微核试验 |
| 1.4.3 单细胞凝胶电泳试验 |
| 1.4.4 SOS/umu试验 |
| 1.5 选题意义 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 主要试剂 |
| 2.2 主要器材 |
| 2.3 主要试剂配制 |
| 2.4 水样采集及前处理 |
| 2.5 SOS/umu试验方法 |
| 第三章 实验结果 |
| 3.1 A、B、C市各水样有机提取物的细胞毒性结果 |
| 3.2 A、B、C市各水样有机提取物染毒后菌株生长情况 |
| 3.3 A、B、C市各水样有机提取物对菌株的诱导率结果 |
| 3.4 A、B、C市各水样4-NQO等当量浓度及其致癌风险值 |
| 第四章 讨论与分析 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 局限性 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
| 读研期间论文发表情况 |
| 综述 |
| 参考文献 |
（5）基于磁性树脂吸附的饮用水复合污染净化技术安全性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstact |
| 论文创新点 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 我国饮用水水质安全现状 |
| 1.1.1 水环境污染状况 |
| 1.1.2 饮用水源污染形势 |
| 1.1.3 淮河下游地区饮用水源复合污染现状 |
| 1.2 饮用水预处理、常规处理及深度处理技术研究进展 |
| 1.2.1 饮用水预处理技术研究进展 |
| 1.2.2 常规饮用水处理技术研究进展 |
| 1.2.3 饮用水深度处理技术研究进展 |
| 1.3 基于磁性树脂吸附的饮用水净化技术研究进展 |
| 1.3.1 磁性树脂技术对污染物去除效果 |
| 1.3.2 磁性树脂工艺耦合对污染物的去除 |
| 1.4 饮用水生物毒性测试研究进展 |
| 1.4.1 基于生物标志物的饮用水生物毒性测试方法研究进展 |
| 1.4.2 基于生物组学测试的饮用水健康风险评价研究进展 |
| 1.5 研究目标 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 研究技术路线 |
| 1.8 参考文献 |
| 第二章 淮河下游饮用水源污染特征及生物毒性评价 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 采样及样品保存 |
| 2.2.2 水质指标分析方法 |
| 2.2.3 毒害有机污染物分析方法 |
| 2.2.4 RTL-W1细胞培养及传代 |
| 2.2.5 中性红细胞毒性实验 |
| 2.2.6 EROD实验 |
| 2.2.7 V79细胞微核实验 |
| 2.2.8 AMES回复突变实验 |
| 2.2.9 AR CALUX实验 |
| 2.2.10 污染物健康风险的计算方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 淮河下游地区饮用水源水中常规污染物表征 |
| 2.3.2 淮河下游地区饮用水源水中有机污染物表征 |
| 2.3.3 淮河下游地区典型饮用水源水生物毒性研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 2.5 参考文献 |
| 第三章 新型磁性树脂预处理方法研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 树脂清洗液配制 |
| 3.2.2 树脂溶出物化学分析方法 |
| 3.2.3 树脂溶出物收集及清洗方法 |
| 3.2.4 树脂溶出物消毒实验 |
| 3.2.5 亚硝胺类消毒副产物检测 |
| 3.2.6 树脂溶出物中有机物富集方法 |
| 3.2.7 Ames试验 |
| 3.2.8 彗星试验方法 |
| 3.3 实验结果与讨论 |
| 3.3.1 树脂原料分子毒性预测 |
| 3.3.2 树脂溶出物常规污染物分析结果 |
| 3.3.3 树脂溶出物金属离子分析结果 |
| 3.3.4 树脂溶出物有机物定性分析结果 |
| 3.3.5 树脂溶出物消毒副产物生成情况 |
| 3.3.6 不同清洗方式下磁性树脂溶出物浊度变化 |
| 3.3.7 不同清洗方式下磁性树脂溶出物Fe浓度变化 |
| 3.3.8 磁性树脂溶出物中有机物浓度变化 |
| 3.3.9 磁性树脂溶出物中消毒副产物变化 |
| 3.3.10 树脂溶出物的遗传毒性分析结果 |
| 3.4 本章小结 |
| 3.5 参考文献 |
| 第四章 新型磁性树脂处理复合污染水源水毒性削减研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料和方法 |
| 4.2.1 实验仪器与试剂 |
| 4.2.2 实验方法及步骤 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 溶解性有机质(DOM)的成分分析 |
| 4.3.2 化学分析 |
| 4.3.3 DBPs浓度 |
| 4.3.4 水体细胞毒性 |
| 4.3.5 水体遗传毒性 |
| 4.3.6 水体氧化损伤能力分析 |
| 4.3.7 化学参数和毒性终点之间的相关性 |
| 4.4 本章小结 |
| 4.5 参考文献 |
| 第五章 新型磁性树脂示范工程处理效果及健康风险评价 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 水样采集及其化学检测 |
| 5.2.2 小鼠体外暴露试验 |
| 5.2.3 组织病理学和血清生化分析 |
| 5.2.4 肝脏RNA和蛋白质提取 |
| 5.2.5 基因芯片和数字基因表达谱分析 |
| 5.2.6 iTRAQ标记和LC-MS/MS分析 |
| 5.2.7 小鼠~1H-NMR代谢分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 污染物去除效果 |
| 5.3.2 饮用水暴露对小鼠表型和组织切片的影响 |
| 5.3.3 小鼠肝脏转录组分析结果 |
| 5.3.4 显着影响生物学通路中的蛋白和代谢物变化 |
| 5.4 本章小结 |
| 5.5 参考文献 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 攻读博士学位期间的主要科研成果 |
| 致谢 |
（6）常规水处理工艺对地表水有机提取物遗传毒性的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 菌株来源及主要仪器与试剂 |
| 1.2 水样采集与处理 |
| 1.3 水样中有机提取物的遗传毒性研究 |
| 1.3.1 Ames试验 |
| 1.3.2 DNA损伤及染色体损伤检测 |
| 1.3.2.1动物分组及染毒 |
| 1.3.2.2 DNA损伤检测 |
| 1.3.2.3染色体损伤检测 |
| 1.4 统计学方法 |
| 2 结果 |
| 2.1 基因突变检测结果 |
| 2.2 DNA损伤检测结果 |
| 2.3 染色体损伤检测结果 |
| 3 讨论 |
（7）基于效应先导分析的典型环境样品有机毒物鉴别研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 本论文的特色和创新之处 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 效应先导分析方法的提出 |
| 1.1.2 效应先导分析方法技术研究现状 |
| 1.1.3 效应先导分析方法的应用 |
| 1.2 存在问题 |
| 1.3 本论文的研究目的及内容 |
| 参考文献 |
| 第二章 效应先导分析方法体系的优化和发展 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 毒性检测方法的优化和发展 |
| 2.2.1 大型溞急性毒性检测方法 |
| 2.2.2 绿藻急性毒性检测方法 |
| 2.2.3 内分泌干扰活性检测方法 |
| 2.3 毒性数据库的建立 |
| 2.3.1 大型溞急性毒性化合物数据库的建立 |
| 2.3.2 绿藻急性毒性化合物数据库的建立 |
| 2.3.3 拟/抗雄激素活性化合物数据库的建立 |
| 2.4 毒物确认方法的优化和发展 |
| 2.4.1 相关分析法 |
| 2.4.2 可疑致毒物质添加法 |
| 2.4.3 增效剂添加法 |
| 2.5 效应先导分析体系的优化和发展 |
| 2.6 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第三章 饮用水源水和饮用水有机提取物的雄激素活性效应及其成因研究 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究对象 |
| 3.2.2 仪器与试剂 |
| 3.2.3 试验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 饮用水源水及饮用水的雄激素活性评估 |
| 3.3.2 饮用水源水中典型有机污染物的污染特征 |
| 3.3.3 关键致毒物质的鉴别 |
| 3.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第四章 太湖水和底泥有机提取物的大型溞急性毒性效应及其成因研究 |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究对象 |
| 4.2.2 仪器与试剂 |
| 4.2.3 试验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 太湖水和底泥有机提取物的毒性评估 |
| 4.3.2 太湖水和底泥中有机污染物的污染特征 |
| 4.3.3 关键致毒物质的鉴别 |
| 4.3.4 可疑致毒物质的验证 |
| 4.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第五章 污泥有机提取物的绿藻急性毒性和雄激素活性效应及其成因研究 |
| 5.1 研究背景 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 研究对象 |
| 5.2.2 仪器与试剂 |
| 5.2.3 试验方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 污泥有机提取物的绿藻急性毒性和雄激素活性评估 |
| 5.3.2 污泥有机提取物的抗雄激素活性关键致毒物质追踪 |
| 5.4 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第六章 研究结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 攻读博士学位期间主要成果 |
| 致谢 |
（8）气相色谱—质谱法测定乌鲁木齐市生活饮用水中痕量邻苯二甲酸酯类物质的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 1 材料 |
| 2 研究方法与对象 |
| 3 统计学分析 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学位论文 |
| 导师评阅表 |
（9）用彗星试验研究饮用水中有机提取物对小鼠睾丸细胞DNA的损伤作用（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.2 水样的采集和有机物的提取 |
| 1.3 睾丸细胞的制备 |
| 1.4 实验分组与睾丸细胞染毒 |
| 1.5 睾丸细胞彗星实验 |
| 1.6 统计学处理 |
| 2 结果 |
| 2.1 饮水中有机提取物对睾丸细胞拖尾率的影响 |
| 2.2 饮水中有机提取物对睾丸细胞DNA平均尾长的影响 |
| 3 讨论 |
（10）乌鲁木齐市生活饮用水中有机物现状及其类雌激素效应的研究（论文提纲范文）
| 中英文缩略词对照表 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 第一部分 乌鲁木齐市地表源水及其出厂水中有机物的检测 |
| 1. 材料与方法 |
| 1.1 仪器与试剂 |
| 1.2 方法 |
| 1.3 质量控制 |
| 1.4 结果分析方法 |
| 1.5 统计学方法 |
| 2. 结果 |
| 3. 讨论 |
| 4. 小结 |
| 第二部分 地表源水及其出厂水中邻苯酸酯类物质的定量分析 |
| 1. 材料与方法 |
| 1.1 仪器与试剂 |
| 1.2 样品前处理 |
| 1.3 色谱分析条件 |
| 1.4 定性及定量分析 |
| 2. 结果 |
| 3. 讨论 |
| 4. 小结 |
| 第三部分 以ID_(50)为基础的水中有机污染物评价方法的建立 |
| 1. 材料与方法 |
| 1.1 使用校正峰面积计算其他有机物的量 |
| 1.2 数据库的检索 |
| 1.3 基于有机物量的水质单项指标和综合指标评价方法 |
| 2. 结果 |
| 3. 讨论 |
| 4. 小结 |
| 第四部分 水源水中痕量有机物的雌激素效应 |
| 1. 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.2 方法 |
| 2. 结果 |
| 3. 讨论 |
| 4. 小结 |
| 全文总结 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 个人简历 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
| 导师评阅表 |
四、自来水及水源水有机提取物对巨噬细胞的损伤作用（论文参考文献）
- [1]基于光谱、总有机卤和毒性参数的饮用水水质监测与预警技术研究[D]. 韩雪. 华中科技大学, 2020
- [2]黄河包头段水源水有机提取物对雄性小鼠生表殖达细的胞影凋响亡及睾丸组织3-NT/Caspase-3表达的影响[J]. 高艳荣,史雪敏,贾玉巧,王丽,邰代鹏,孙瑶,常翔宇,张晗,田江,刘璐敏,李东颖. 环境与职业医学, 2019(12)
- [3]黄河包头段水源水有机提取物对雄性大鼠原代生殖细胞增殖和氧化损伤的影响[J]. 高艳荣,王素华,高红萍,贾玉巧,王丽,杨欢. 环境与职业医学, 2018(06)
- [4]SOS/umu试验应用于饮用水遗传毒性及致癌风险评估的研究[D]. 豆捷雄. 中国疾病预防控制中心, 2017(01)
- [5]基于磁性树脂吸附的饮用水复合污染净化技术安全性研究[D]. 施鹏. 南京大学, 2015(01)
- [6]常规水处理工艺对地表水有机提取物遗传毒性的影响[J]. 杨光红,张爱华,王士然,郝顺泮,岑延利,秦旭. 环境与健康杂志, 2013(09)
- [7]基于效应先导分析的典型环境样品有机毒物鉴别研究[D]. 胡欣欣. 南京大学, 2013(08)
- [8]气相色谱—质谱法测定乌鲁木齐市生活饮用水中痕量邻苯二甲酸酯类物质的研究[D]. 田艳. 新疆医科大学, 2012(02)
- [9]用彗星试验研究饮用水中有机提取物对小鼠睾丸细胞DNA的损伤作用[J]. 王德东,钟嶷,朱伟,梁剑明,张潞,李文学,张全新,杨光宇,黄汝明,孙兰,傅雪松,施洁,周自严,毕华. 热带医学杂志, 2011(12)
- [10]乌鲁木齐市生活饮用水中有机物现状及其类雌激素效应的研究[D]. 鲁英. 新疆医科大学, 2010(08)