一、生活饮用水中挥发性有害有机污染物分析及其安全性评价（论文文献综述）
宋京洋[1]（2021）在《不同类型城镇污水处理技术排水对人源干细胞的综合毒性》文中认为城镇污水处理厂排水常回用于工业用水、景观补给和农田灌溉等,用以实现城镇污水高效循环利用。然而城镇污水中残留有难降解污染物,经消毒工艺处理可能产生毒性产物。污水中残留有毒有害物在回用过程中对人体健康产生潜在危害,采用传统的水生生物模型监测排水健康效应受伦理学和周期成本等限制,且无法直接外推至人体健康,目前仍较为缺乏面向人体健康的体外生物毒性模型。本研究选择人骨髓间充质干细胞（hBMSCs）体外模型,评估典型二级、三级处理和湿地修复技术进水、主要单元工艺出水和最终排水的综合毒性,主要检测hBMSCs的细胞毒性、氧化应激和分化潜能损伤。主要研究内容和结果包括:（1）研究不同处理工艺排水的细胞毒性及毒性削减效果。水样萃取物在相对富集倍数（relative fold enrichment,REF）1.5-45范围对hBMSCs产生细胞毒性,呈剂量依赖性关系。二级处理技术对细胞毒性的削减率为59.8%。三级处理过程中经混凝、微滤和反渗透处理后,出水无显着细胞毒性,但经臭氧消毒后细胞毒性显着上升10.8%。湿地修复技术对细胞毒性的削减率为49.9%。污水有机萃取物对hBMSCs的毒性高于发光菌,66.7%（14/21）水样品对于hBMSCs细胞毒性的TU值高于发光菌急性毒性测试结果。二级处理和三级处理技术对污水hBMSCs细胞毒性的削减率低于发光菌急性毒性,但湿地修复技术对细胞毒性的削减率高于发光菌急性毒性。（2）研究不同处理工艺排水对hBMSCs细胞活性氧（reactive oxygen species,ROS）含量的影响。水样萃取物在无细胞毒性的REF1-5范围诱导细胞活性氧含量升高。二级处理工艺、三级处理工艺和湿地修复技术对ROS诱导效应的削减率分别为33.8%、20.0%和14.6%,低于细胞毒性削减率和理化指标COD和NH3-N的去除率。（3）研究不同污水处理工艺排水对hBMSCs分化潜能的影响。水样萃取物在REF1-2.5范围损伤干细胞分化潜能。二级处理工艺排水显着抑制细胞内钙沉积的发生,抑制率分别为61.2%、32.3%、44.8%和12.7%。三级处理工艺显着促进细胞的成骨分化,但显着抑制细胞的成脂分化。湿地修复技术进水和出水对细胞的分化潜能损伤无显着差异。毒性指标和理化参数之间无显着相关性,提示排水毒性监测的必要性。污水处理厂排水中的残留有机污染物对人源干细胞的具有一定的有害效应。研究结果为排水水质安全性评价以及城镇污水资源化技术研发提供参考依据和方法。
周润华[2]（2020）在《净水材料的安全风险分析及金属元素的溶出释放规律研究》文中提出随着人类卫生安全意识的增强,越来越多的净水产品进入百姓家庭。净水产品通过材料及部件的过滤、吸附和消毒对饮用水进行净化。但由于净水材料在制备过程中选用的原材料、配方或生产工艺不同,材料中可能存在一些有害物质如重金属（As,Al,Mn）、无机物、有机物和放射性物质。在净水器正常使用的过程中,净水材料与饮用水长期接触,上述物质会逐渐溶出到饮用水中,从而对人体健康造成潜在危害。因此,为保障饮水安全,研究净水产品中净水材料的安全风险具有十分重要的现实意义。本文依据国内《生活饮用水输配水设备及防护材料的安全性评价标准》（GB/T17219-1998）,结合国际标准《Drinking Water System Compinents-Health Fffects》（NSF/ANSI 61）、《Plastic piping systems for the transport of water intended for human consumption-Migration assessment》（EN ISO 8795:2001）设计浸泡实验,对市场上常见净水材料的卫生安全性指标进行检测,分析净水材料的安全风险;控制温度、pH、余氯浓度模拟突发水质条件,对净水材料在不同浸泡水质条件下的金属元素溶出规律进行研究;综合扫描电镜和能谱仪的数据分析了不同酸碱条件导致净水材料表面微观结构及物质组成的变化原因,通过溶出动力学对溶出机制进行分析。研究结论如下:（1）对6种净水材料进行浸泡实验,并对卫生安全指标进行检测分析,结果发现净水材料中多项指标检测不合格:常规指标中浊度、TDS、TOC超标频发;重金属指标检测了18种元素的溶出情况,Al、Ti、As元素溶出浓度超标,Zn、Mn、Ba元素溶出含量也接近标准安全浓度限值;有机物溶出浓度虽未超标,但材料本体中检测出几十种微量有机物,部分在《美国EPA水环境中129种优先污染物名单》、《最新SVHC高度关注物质清单169项》、《中国水中优先控制污染物黑名单》中涉及。由此可见,市场上常见的净水材料存在着一定的安全风险。（2）调节pH、温度、余氯来模拟长时间运行后可能出现的突发水质条件,进行加标实验,对浸泡液中的金属元素溶出情况进行检测。结果发现净水材料中金属元素在不同浸泡条件下都出现了溶出超标:pH对元素溶出的影响显着,在强酸条件下Al、Mn、Ba、Ti、Fe、Zn、Cd、As等多种元素溶出超标,在强碱条件下Al、Fe、As、Ti出现溶出超标;温度对元素溶出也有明显影响,高温条件下Al、Zn、Mn、Ti、As多种元素溶出超标;余氯浓度变化会使净水材料元素溶出浓度出现明显波动,Ti、Al、Se、Fe元素出现超标。（3）结合材料本身的物质组成、制备工艺和净化机理,对酸碱条件下净水材料的Al、Mn、As、Zn四种超标元素的溶出规律进行解释,并综合扫描电镜和能谱仪分析了不同酸碱条件导致材料表面微观结构和元素组成的变化原因。结果发现:强酸强碱条件对净水材料表面有强烈的腐蚀作用,材料比表面积增大,金属元素更易从材料内溶出至浸泡液中;净水材料由于本身的物质组成、制备工艺和迁移机理不同,元素溶出浓度有明显差别;结合溶出动力学分析发现,元素溶出主要受离子扩散控制,可用动力学方程1-（2/3）X-（1-X）2/3=α1t来描述。
张洲[3]（2019）在《浑河水体复合污染对斑马鱼和人干细胞基因表达谱的影响》文中研究指明水体污染具有明显的复合性特征,低浓度、种类复杂的有毒有害污染物共存,研究水体复合污染对水生态系统和人体健康的影响具有重要意义。人骨髓间充质干细胞具有自我更新和多向分化潜能,用于评价化学物毒性的结果与人体健康高度相关,而斑马鱼作为标准水生模式生物,与人类基因具有高度同源性。选择斑马鱼和人源干细胞研究水体复合污染造成的有害效应,有利于跨物种毒性效应的预测和评估,阐明水体污染所致生态危害和人体健康效应之间的分子毒理学关联。相比基于特定毒性测试终点的毒性测试,毒理基因组学更有利于全面预测早期生物学效应以及进行跨物种毒性评估,针对复杂环境样品的毒理基因组学研究刚刚起步,水体污染程度及污染物组成特征与基因表达谱之间的关系尚不清楚。本研究以浑河水体复合污染为例,在部分监测断面采集地表水样品,采样点代表不同污染程度和受纳污水类型。分别测试了地表水对斑马鱼和人干细胞基因表达谱的影响,分析了基因表达谱变化与污染程度和污染物组成特征之间的关系,识别地表水诱导斑马鱼和人干细胞中差异表达的同源基因,预测并验证地表水对斑马鱼和人细胞的共性毒性效应。本文主要的研究内容和结果如下:（1）研究浑河典型监测断面地表水对斑马鱼基因表达谱的影响。采用斑马鱼表达谱芯片测定暴露于7个浑河不同断面水样中96 h后肝脏基因表达谱的变化。结果显示,地表水暴露使斑马鱼肝脏中表达显着变化（FC≥2）的基因数量在728-3292个,且差异表达基因（DEGs）的数量与化学需氧量显着正相关（r=0.788,p=0.038）。对DEGs进行通路富集分析,发现受干扰的主要有过氧化物酶体增殖因子活化受体信号通路和类固醇生物合成信号通路。细胞生长抑制和DNA损伤基因（gadd45）和细胞分裂周期基因（cdc）的表达分别上调3.9-12倍和3.7-6.1倍,且细胞周期通路受干扰,提示地表水对斑马鱼的潜在遗传毒性。对DEGs进行聚类分析和主成分分析,可以将浑河支流水体与干流水体、城市上游和下游水体作用下斑马鱼表达谱进行区分。结果提示斑马鱼基因表达谱特征能够揭示地表水污染物多种潜在有害效应,反映地表水污染程度和区分受纳行业废水类型。（2）分析浑河地表水对人骨髓间充质干细胞（hBMSCs）基因表达谱的影响。地表水在相对浓缩倍数（REF）为5-20的浓度下对hBMSCs细胞活性的抑制率为9.7-52%,并且呈现剂量依赖性。基因芯片结果显示,暴露于无细胞毒性浓度的地表水样,hBMSCs中DEGs（FC≥2,p<0.01）数量为533-1055个。通过DAVID对DEGs进行通路富集分析,发生异常的通路主要包括遗传信息处理、人类疾病相关通路。人类疾病相关通路中,白介素基因（ILIB、IL6和IL8）均被显着富集。类风湿性关节炎信号通路受干扰以及I型胶原α1基因（COL1A1）表达下调,提示地表水可能影响细胞成骨分化。对DEGs聚类分析和主成分分析,发现基因表达谱特征可区分干流水体和支流水体。结果提示hBMSCs基因表达谱特征能够揭示地表水污染物的潜在健康危害,并区分受纳行业废水类型。（3）分析地表水作用下斑马鱼和hBMSCs基因表达谱变化的关联。通过NCBI同源基因数据库,获取斑马鱼和人类之间的同源基因,识别斑马鱼和人干细胞受地表水暴露干扰的差异同源基因（DEOs）。结果发现,斑马鱼和人类共12017个同源基因中,斑马鱼芯片中311-1477个DEOs受干扰,hBMSCs芯片中402-768个DEOs受干扰,202个DEOs在两个物种中均被干扰。对DEOs进行通路分析,粘着斑通路和ECM受体相互作用通路在两个物种中均被富集,这两个通路与肿瘤生长密切相关。进一步分析DEOs调控的生物学过程,发现斑马鱼和hBMSCs的核苷酸代谢过程均受到地表水暴露影响。结果提示地表水暴露对斑马鱼和hBMSCs产生的共性潜在毒性效应主要为遗传毒性。（4）研究浑河地表水对斑马鱼和hBMSCs的遗传毒性。彗星实验结果显示地表水在60-100%浓度下,导致斑马鱼肝脏细胞DNA损伤高于对照组88-1072%。氧化应激测试发现,斑马鱼肝脏细胞中丙二醛含量高出对照36-242%。所有采样点水样均对hBMSCs产生了遗传毒性,且下游水体对hBMSCs的遗传毒性强于上游水体。qPCR实验发现,浑河水体使hBMSCs中参与DNA损伤修复的RAD23A、HSP90AA1和STIP1基因表达上调,维持DNA稳定的GADD45A基因表达下调。地表水不同极性组分中,非极性组分（NPF）对细胞氧化损伤作用、DNA损伤和对细胞分化的抑制作用强于中等极性组分（MPF）以及极性组分（PF）,说明水体中强毒性物质为非极性组分。遗传毒性实验结果与基因芯片预测结果一致,地表水暴露对斑马鱼和hBMSCs均产生较强的遗传毒性,说明斑马鱼和人干细胞基因表达谱信息有助于对地表水污染的遗传毒性进行跨物种预测。综上,浑河典型监测断面地表水诱导斑马鱼和hBMSCs基因表达谱发生异常变化,揭示地表水污染可能导致遗传毒性、内分泌干扰效应和免疫毒性等多种潜在有害效应。斑马鱼和人干细胞基因表达谱特征可有效反映地表水污染程度、区分受纳行业排水类型,以及对遗传毒性进行跨物种预测。研究揭示了地表水对斑马鱼和人源细胞毒性效应的转录组学关联,提示基因表达谱的异常变化,有助于全面、灵敏地预测地表水复合污染的生态和健康危害。
蒙珂[4]（2019）在《滤池反冲洗水回用对消毒副产物生成势的影响研究》文中提出为节约水资源许多给水厂将一定比例的滤池反冲洗水（SFBW）纳入回用。SFBW回用可以改善低浊水混凝特性,有效去除水中疏水性农药、金属铝、铁、锰（Al、Fe、Mn）等,一般认为不会对出水水质产生不利影响。化学预氧化对浊度、SUVA、隐孢子虫和贾第虫等病原微生物的去除效果均可有一定提升,但该工艺会改变水中有机物的亲水性和疏水性有机组分的比例。SFBW回用会导致原水中颗粒物浓度大幅升高,而预氧化剂的投入可能会将部分颗粒状有机物氧化为溶解态有机物,从而影响滤后水中溶解态有机物的浓度及组成,进而影响消毒副产物的生成势（DBPFP）。为探究在SFBW回用条件下,预氧化对常规给水处理（混凝-过滤-沉淀,CSF）工艺中DBPFP的影响,本研究选用西安市某净水厂入厂原水作为实验对象,以三种SFBW回用比和四种常见预氧化剂（次氯酸钠、高锰酸钾、二氧化氯和臭氧）在实验室进行烧杯实验模拟水处理工艺流程,研究了回用和预氧化对水中有机物特性和DBPFP的影响;通过建立有机物表征参数和DBPFP之间的联系研究了消毒副产物（DBPs）前驱体的转化和DBPFP的相关性;引入溴嵌入因子（BIF）值辅助分析溴代消毒副产物（DBP-Br）生成势及其影响因素。主要得到以下结论:（1）SFBW的回用可以促进混凝沉淀效率。随回用比的增加,CSF工艺中浊度去除率提高,进水UV254和溶解性有机碳（DOC）均有所减小,增加预氧化处理后出水浊度均小于1 NTU。回用后水中亲水性有机物比例显着增加,相对亲水性有机物而言CSF对疏水性有机物去除率更高,且预氧化不利于有机物总体水平的去除。（2）CSF处理工艺中,随SFBW回用比的增加,三卤甲烷（THMs）生成量略有减少,而卤乙酸生成势（HAAFP）、卤乙腈生成势（HANFP）、卤代硝基甲烷（HNMFP）和卤代酮生成势（HKFP）升高,但五类DBPFP总量基本不变。引入预氧化处理后,回用比的增加会引起生成势变化幅度的增加,而四种预氧化剂对DBPFP的影响大小如下:NaClO>KMnO4>ClO2>O3。（3）在CSF和Pre-CSF水处理工艺中,溴离子浓度的增加会抑制氯代消毒副产物（DBP-Cl）的生成而促进DBP-Br生成,同时促进DBPs总量的增加和卤化程度更高的有机物的形成。Br-浓度增加可能会改变溴的分配比例,增大HAA-Br和THM-Br占比,抑制HAN-Br生成。而预氧化会促进HAA-Br和HAN-Br的生成,降低THM-Br比例。此外,回用可以降低DBPs的BIF值,不利于DBP-Br的生成。（4）在SFBW会用条件下,相较NaClO消毒,采用氯胺消毒后DBPFP均大幅下降,以KMnO4预氧化-CSF处理工艺为例,THMs、HAAs、HANs、HNMs和HKs生成量分别下降了94.0%、84.0%、97.9%、20.2%和94.5%,实现了相对氯消毒较好的DBPFP的控制。
顾鸿儒[5]（2018）在《2017-2018年T市生活饮用水水质分析与健康风险评价》文中进行了进一步梳理目的通过分析2017-2018年T市生活饮用水水质,了解饮用水中污染物的暴露水平及分布特征,探讨影响水质的因素,评估饮用水对居民的潜在危害,为保障居民饮水安全提供科学依据。方法分枯水期（2月）、丰水期（8月）对T市2017至2018年A、B两个水厂的出厂水、末梢水和二次供水共486份进行监测,水样检测按照《生活饮用水标准检验方法》（GB5750-2006）的要求进行,并按一定的标准（供水方式、年份、水期、生产单位、地区）将水样进行分类,采用美国环境保护署（U.S.Environmental Protection Agency）发布的风险评估模型,对其中9项指标进行健康风险评价。采用Excel 2013建立水质监测结果数据库,以SPSS 19.0进行统计分析,分类变量间的比较用χ2检验,污染物指标呈偏态分布,用秩和检验进行比较,以P<0.05为差异有统计学意义。结果2017-2018年T市生活饮用水总体合格率为97.3%,不合格指标均为菌落总数。2017年水质不合格率高于2018年（χ2=4.366,P=0.037）,A水厂不合格率高于B水厂（χ2=5.604,P=0.018）。三氯甲烷浓度丰水期比枯水期高（Z=-2.687,P=0.007）,A水厂比B水厂高（Z=-3.798,P<0.001）;锌浓度农村比城市高（Z=-2.2,P=0.027）;铝浓度2017年比2018年高（Z=-2.487,P=0.013）,丰水期比枯水期高（Z=-6.606,P<0.001）,A水厂比B水厂高（Z=-2.637,P=0.008）;氟化物浓度2017年比2018年高（Z=-7.450,P<0.001）,丰水期比枯水期低（Z=-2.261,P=0.024）,A水厂比B 水厂高（Z=-2.963,P=0.003）。2017-2018年T市生活饮用水9项污染物的致癌风险为6.69×10-7/a,非致癌风险为3.18×10-9/a,总健康风险值为6.72×10-7/a。致癌健康风险大小为铬（Cr6+）>砷>三氯甲烷>铅>四氯化碳,非致癌健康风险大小为氟化物>砷>铬（Cr6+）>汞>三氯甲烷>铝>锌>四氯化碳,总健康风险大小为铬（Cr6+）>砷>三氯甲烷>氟化物>四氯化碳>汞>铝>铅>锌,其中铬（Cr6+）、砷、三氯甲烷分别占到总健康风险的比值为54.7%、41.1%、3.40%。T市生活饮用水的健康总风险为6.72×10-7/a,低于所有机构推荐的最大可接受水平,高于IAEA（5×10-7/a）、英国皇家协会（1×10-7/a）以及荷兰建设和环境部（1×10-8/a）推荐的可忽略水平,处于USEPA推荐的社会人群可接受风险值水平（10-7～10-6/a）。结论T市生活饮用水不合格的主要原因是菌落总数超标,饮用水污染物浓度丰水期高于枯水期,A水厂高于B水厂,农村水高于城市水,2017年高于2018年,建议控制生活饮用水菌落总数含量。水处理工艺中的臭氧-活性炭深度处理技术对于降低饮用水污染物有着明显的作用,建议A水厂增加深度处理工艺。镀锌管在长期使用后容易造成锌的溶出,建议及时更新老旧输水管网。T市生活饮用水水质总体情况良好,长期饮用不会对人体产生危害。
吴克勤[6]（2018）在《江苏四地区饮用水中污染谱检测及健康风险评估》文中进行了进一步梳理江苏省位于长江下游,是长三角经济带的重要区域,水污染问题日趋严重,然而常规监测项目仅包含传统无机物和微生物,饮用水污染谱特征尚不清楚。本研究以长江和太湖为水源的四个地区作为研究对象,选择代表性区域采集自来水,采用暴露组学的分析方法检测153种有机和无机污染物,以明确该地区饮用水的污染谱特征。同时,通过pubmed检索其他国家和地区饮用水污染谱的相关数据,获得饮用水中污染谱的地区分布特征。进一步地,采用EPA“四步法”明确饮用水中已知毒性污染物的危险度特征,评估人群通过饮用水途径暴露于此类污染物的潜在健康风险。通过敏感度分析发现元素硼和砷的水平是饮用水中对健康风险值评价贡献值较大的变量。本研究揭示了人群通过饮用水途径暴露于多种污染物的水平及引起的潜在健康风险,从而为饮用水安全性评价和饮用水标准的制定提供科学依据。第一部分江苏四地区饮用水中污染谱的检测及特征分析目的使用电感耦合等离子体质谱和气相色谱串联质谱,对江苏四地区的饮用水中污染物水平进行高通量分析,比较饮用水中污染物分布的地区特征。方法选择江苏四地区（南京、常州、无锡、苏州）代表性区域采集自来水105份,基于已建立的电感耦合等离子体质谱和气相色谱串联质谱的暴露组学分析方法对饮用水中153种污染物进行检测,比较不同水源的饮用水中污染物分布特征。通过pubmed检索其他国家、地区饮用水中污染物水平,比较不同国家地区的分布特征。结果检测结果显示四地区饮用水中66种污染物的检出率超过50%,其中23种物质在以长江（南京、常州）和太湖（无锡、苏州）为水源的饮用水中分布有显着差异,并且综合多种物质分析发现长江水质总体优于太湖。与世界其他国家和地区比较发现,饮用水中元素分布存在显着地区差异。南美、非洲及中东地区饮用水中金属污染严重,而饮用水中有机物的研究相对较少,并未发现显着性的地区分布差异。结论江苏四地区饮用水可检出多种微量污染物,但均低于国家饮用水质量标准,通过综合分析发现长江水质总体优于太湖。同时,饮用水中污染物分布存在显着的地区差异。第二部分饮用水中污染物暴露的健康风险评价目的基于美国EPA“四步法”,通过危害鉴别、暴露评价、剂量-反应关系和风险表征明确已知毒性污染物的危险度特征,评估饮用水中污染物暴露的潜在健康危害。方法采用EPA推荐的“四步法”,用蒙特卡罗模拟法,通过水晶球（Crystal Ball）风险模拟软件分析2种致癌物（砷、β-六氯环己烷）和11种非致癌物通过饮用水途径摄入对人体产生的健康风险及其不确定性,从而综合评价江苏地区成人饮用水中污染物的暴露状况及其对健康的潜在影响。结果对饮用水中污染物进行健康风险评估,饮用水中11种非致癌物的总健康风险均值为9.39E-3,2种致癌物的终生致癌风险均值为8.0E-6,根据EPA相关参考值,均处于可接受范围内。另外敏感度分析结果显示暴露时间和摄入率是总健康风险和总致癌风险中贡献值最大的两个变量,而元素硼和砷的水平则分别是污染物中贡献值较大的变量。结论江苏地区饮用水中致癌物和非致癌物引起的健康风险均处于可接受范围内。但元素砷对该地区人群造成的致癌风险较高,应当引起重视。通过敏感度分析结果可知,饮用水中的元素水平也是影响健康风险的主要因素之一。因此降低饮用水中有害元素的含量,对降低人群的健康风险具有显着意义。
豆捷雄[7]（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》文中提出研究目的: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。
王丽,张岚[8]（2015）在《我国生活饮用水标准检验方法的修订》文中研究说明《生活饮用水标准检验方法》是《生活饮用水卫生标准》的重要技术支撑,为贯彻实施《生活饮用水卫生标准》、科学开展生活饮用水卫生安全性评价提供检验方法支持。第一版标准检验方法发布于1975年,包括正文25项和附录6篇[1]。1985年,GB 5750—85《生活饮用水标准检验法》出台,包括正文39项、附录6项,共计45项[1]。2001年,原卫生部发布《生活饮用水检验规范》,该规范包括正文（常规检验项目）37项,
王军良[9]（2014）在《邻苯二甲酸酯在钱塘江源头水系的污染特征及磁性稀土催化剂催化臭氧化研究》文中进行了进一步梳理邻苯二甲酸酯（Phthalic acid esters,或Phthalates,简称PAEs）是迄今为止产量和消费量最大的增塑剂,在生产和使用过程中均会逐渐释放,通过各种途径进入自然环境,已成为环境中普遍存在的一类污染物,且具有致畸、致癌和致突变作用。钱塘江是浙江省的母亲河,对钱塘江流域水质问题,目前政府管理部门主要关注COD、氨氮和总磷等常规指标,而对一些如PAEs等痕量、有毒有害物质关注较少。另一方面,在了解PAEs物质在环境中污染特征的同时,如何选择有效的处理方法以降解或消除该类物质具有重要的意义。催化氧化是近年来发展起来的一种新型的高级氧化技术,其中磁性纳米催化剂由于具有易回收、稳定性好、活性强等优点受到了众多研究者的关注。本文以钱塘江源头水系齐溪水库和衢州段（开化-龙游段）为研究对象,根据钱塘江省控断面的设置和污染源输入情况,设置22个采样点,对21个沉积物和22个水样（含22个颗粒物样品）中的16种PAEs进行了定量检测,并进行了污染特征分析和生态风险评估,主要结论如下:1、钱塘江齐溪水库中,PAEs在整个水体-颗粒物-沉积物体系中的浓度分别为 4.4-16 ug/L、215-2313 ug/g.dw 和 0.48-9.1 ug/g.dw;衢州段中,PAEs 在整个水体-颗粒物-沉积物体系中的浓度分别为6.2-20 ug/L、11-1257 ug/g.dw和1.5-8.3 ug/g.dw;表层水中浓度最高的为邻苯二甲酸二异丁酯（DiBP）,颗粒相和沉积物中浓度最高的均为邻苯二甲酸二（2-乙基己）酯（DEHP）;水相、颗粒物和沉积物中主要的PAEs物质均为邻苯二甲酸二甲酯（DMP）、邻苯二甲酸二乙酯（DEP）、邻苯二甲酸二丁酯（DnBP）、邻苯二甲酸二异丁酯（DiBP）和邻苯二甲酸二（2-乙基己）酯（DEHP）,检出率均为100%。2、根据齐溪水库表层水和沉积物中DMP、DEP、DnBP、DiBP和DEHP五种主要PAEs物质的相关性分析表明除了水库表层水中的DnBP、DiBP及沉积物中的DEP、DiBP有一定的线性相关性外,其余均没有明显的线性相关性;齐溪水库和衢州段沉积物中的有机质分数分别在3.6%-7.4%和2.5%-8.8%之间,根据分析,二者沉积物中的PAEs含量与有机质分数间均不存在线性相关性。3、在齐溪水库和衢州段表层水中,检出的五种主要PAEs物质的浓度顺序均为DiBP>DEHP>DnBP>DMP>DEP,而在沉积物中,浓度顺序为DEHP>DiBP>DnBP>DEP>DMP,表层水中PAEs物质浓度主要与含PAEs的污染源直接排放相关,而沉积相中浓度除了与排放量相关外,还与具体PAEs物质的正辛醇-水分配系数Kow等因素密切相关。4、钱塘江齐溪水库和衢州段表层水及沉积相中的PAEs浓度,与国外河流、湖泊相比,污染水平处于中等偏上,但与国内一些河流、湖泊相比,污染处于偏下水平;对于钱塘江水系自身而言,采样点不同,PAEs检出浓度差异也较大。5、以商值法为评价方法,对表层水中检出浓度最高的四种典型的PAEs物质进行了生态风险评价。结果表明,对斑马鱼胚胎而言,DMP没有生态风险;DEP除衢州段1 1号采样点处于潜在生态危险区域内外,其余均无生态风险;DBP和DEHP均处于潜在生态区域内;对藻类而言,DMP、DEP均无生态风险,DBP和DEPH均处于潜在生态区域内;对于齐溪水库和衢州段沉积物中残留PAEs的生态风险,DnBP浓度均可以满足Van Wezel提出的0.7 ug/g的标准值;DEHP浓度与Van Wezel提出的1.0ug/g的标准相比,超标较多,齐溪水库10个沉积物样品超标的有6个,超标率为60%,而衢州段11个沉积物样品超标率为100%,其中最大值为标准的7.37倍。进一步,本文以钱塘江水系中检出的典型邻苯二甲酸酯物质DEP作为目标化合物,用沉淀法制备了三种磁性稀土纳米催化剂Ce/SiO2@Fe3O4、La/SiO2@Fe3O4和Pr/SiO2@Fe3O4,并以其为催化剂对DEP溶液进行了一系列的催化臭氧化研究,取得的主要结论如下:1、通过化学共沉淀法制备得到的三种磁性稀土纳米催化剂Ce/SiO2@Fe3O4、La/SiO2@Fe3O4、Pr/SiO2@Fe3O4,通过XRD、XPS、TEM等方法表征,表明催化剂为立方尖晶结构,具有核壳结构,由从内到外的三层结构组成,内部为Fe3O4,中间层为SiO2,外部为稀土金属氧化,稀土金属氧化物分别为CeO2、La2O3和Pr6O11,粒径在 100-200 nm。2、以 Ce/SiO2@Fe3O4、La/SiO2@Fe3O4、Pr/SiO2@Fe3O4 为催化剂,在 DEP初始浓度20mg/L,初始pH为6.2,03/O2速率100ml/min,催化剂投加量0.5g/L,反应温度30℃条件下,与单独O3氧化相比,均能有效提高DEP的去除率和矿化率,反应90min后,TOC的去除率分别提高了 23.1%、30.1%和35.6%。3、通过对反应体系中加入叔丁醇及催化剂吸附DEP的实验表明,本实验体系制备的三种催化剂主要作用是其表面的羟基基团与O3接触后引发羟基自由基,从而提高了 DEP的去除率和矿化率;pH对反应体系有明显的影响,在实验条件下,pH为10.0左右对DEP溶液矿化效率最佳;通过对反应液中金属溶出浓度检测分析和和回收催化剂连续循环运行研究表明,三种催化剂均具有良好的稳定性,Ce、La和Pr最大溶出浓度分别为1.33mg/L,0.138 mg/L和0.115 mg/L,质量损失分别为催化剂投加量的0.27%、0.03%和0.02%。4、三种磁性稀土催化剂与臭氧协同降解DEP,催化剂对DEP的矿化效果为 Pr/SiO2@Fe3O4>La/SiO2@Fe3O4>Ce/SiO2@Fe3O4,影响催化剂催化活性的主要因素为催化剂表面的羟基浓度。DEP溶液反应速率常数和催化剂表面的羟基浓度、零电位pH（pHpzc）具有良好的线性相关性,而与催化剂比表面积、单位面积的羟基浓度无显着线性相关性。
程麟钧[10]（2008）在《北京市地表水源地水质分析研究与评价》文中进行了进一步梳理针对环境分析中采用传统吹扫捕集方法测定高沸点挥发性有机污染物回收率偏低问题,设计二次正交实验进行方法优化。结果表明,吹扫时间,吹扫速率及冷阱温度分别为19min,70ml/min和-130℃时高沸点化合物的平均回收率明显提高,检出限完全满足EPA方法要求。采用优化后的方法测定了官厅水库中VOCs的含量,VOCs的浓度范围为0.05-5.6ppb。采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）对官厅水库枯水期和丰水期水样的金属元素含量进行了全面的分析,水库中金属砷含量偏高,整体的水库水质状况良好,重金属污染程度轻微。为了解北京市集中式饮用水源和地表水水质状况,我们分别于2007年5月（枯水期）和8月（丰水期）对密云水库、京密引水渠、官厅水库和十三陵水库进行了采样分析,对常规指标、金属指标和挥发性有机物指标的监测结果表明,密云水库、十三陵水库水质良好,符合饮用水源地水质要求;官厅水库和京密引水渠局部污染较重,不具备饮用用水源地功能。
二、生活饮用水中挥发性有害有机污染物分析及其安全性评价（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、生活饮用水中挥发性有害有机污染物分析及其安全性评价（论文提纲范文）
（1）不同类型城镇污水处理技术排水对人源干细胞的综合毒性（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 回用水水质毒性效应研究进展 |
| 1.1.1 国内外中水回用概况 |
| 1.1.2 污水回用风险研究 |
| 1.1.3 污水回用水质评价方法 |
| 1.2 污水处理工艺概述 |
| 1.2.1 污水二级处理 |
| 1.2.2 污水三级处理 |
| 1.2.3 污水消毒工艺 |
| 1.2.4 湿地生态修复 |
| 1.3 生物毒性测试方法 |
| 1.3.1 急性毒性 |
| 1.3.2 氧化应激 |
| 1.3.3 双向诱导分化 |
| 1.4 人骨髓间充质干细胞(hBMSCs)毒理学模型 |
| 1.5 本文主要研究思路与内容 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 研究目的和内容 |
| 2.污水处理工艺排水对hBMSCs的细胞毒性及毒性削减 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 主要试剂与仪器 |
| 2.1.2 水样采集及前处理 |
| 2.1.3 理化指标检测方法 |
| 2.1.4 hBMSCs细胞培养和暴露 |
| 2.1.5 hBMSCs细胞活性测定 |
| 2.1.6 发光菌急性毒性实验 |
| 2.1.7 数据处理 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 理化指标检测结果 |
| 2.2.2 代表性城镇二级污水处理厂进水和各工艺排水对 hBMSCs 的细胞毒性 |
| 2.2.3 代表性城镇三级污水处理厂进水和各工艺排水对 hBMSCs 的细胞毒性 |
| 2.2.4 代表性湿地生态修复项目进水和最终排水对 hBMSCs 的细胞毒性 |
| 2.2.5 代表性城镇二级、三级污水厂和湿地修复技术排水的发光菌急性毒性 |
| 2.2.6 两种受试生物模型的比较 |
| 2.2.7 不同处理工艺对污水发光菌急性毒性和人源细胞毒性的削减 |
| 2.2.8 水体一般毒性与理化参数的相关性分析 |
| 2.3 小结 |
| 3.污水处理工艺排水对hBMSCs的氧化损伤效应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 主要试剂与仪器 |
| 3.1.2 hBMSCs细胞培养和暴露 |
| 3.1.3 细胞氧化应激实验 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 代表性二级污水处理工艺排水对人源干细胞的氧化损伤效应 |
| 3.2.2 代表性三级污水处理工艺排水对人源干细胞的氧化损伤效应 |
| 3.2.3 湿地修复技术排水对人源干细胞的氧化损伤效应 |
| 3.2.4 不同处理工艺对人源干细胞的氧化损伤效应削减 |
| 3.3 小结 |
| 4.污水处理工艺排水对hBMSCs细胞分化潜能的干扰作用 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 主要试剂与仪器 |
| 4.1.2 hBMSCs细胞培养和暴露 |
| 4.1.3 成骨/成脂双向诱导分化 |
| 4.1.4 钙结节茜素红染色与定量 |
| 4.1.5 油红O染色与定量 |
| 4.1.6 数据处理 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 代表性二级污水处理工艺排水对人源干细胞双向分化的影响 |
| 4.2.2 代表性三级污水处理工艺排水对人源干细胞双向分化的影响 |
| 4.2.3 湿地修复技术排水对人源干细胞双向分化的影响 |
| 4.2.4 不同处理工艺对hBMSCs多种毒性效应结果比较 |
| 4.3 小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文情况 |
| 致谢 |
（2）净水材料的安全风险分析及金属元素的溶出释放规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 家用净水器使用现状 |
| 1.1.2 净水材料的介绍 |
| 1.1.3 溶出污染物指标及危害 |
| 1.2 净水材料检验现状 |
| 1.2.1 净水产品检验相关法规标准 |
| 1.2.2 国内外检测标准对比 |
| 1.2.3 净水材料的安全隐患 |
| 1.2.4 净水材料出现安全风险的影响因素 |
| 1.3 本课题的研究目的及意义 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 主要研究内容及创新点 |
| 第2章 实验材料与方案 |
| 2.1 实验检测标准 |
| 2.2 实验仪器与材料 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 实验样品 |
| 2.2.3 实验试剂 |
| 2.3 实验方案 |
| 2.3.1 净水材料的消解实验 |
| 2.3.2 净水材料的标准浸泡实验 |
| 2.3.3 净水材料的加标实验 |
| 2.4 指标检测和数据处理 |
| 2.5 溶出动力学模型 |
| 第3章 标准浸泡条件下净水材料的安全风险分析 |
| 3.1 材料本体中成分组成 |
| 3.1.1 净水材料中重金属元素分析 |
| 3.1.2 净水材料中有机物成分分析 |
| 3.2 净水材料中常规指标分析 |
| 3.3 浸泡液中重金属溶出分析 |
| 3.4 浸泡液中有机物溶出分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 不同水环境条件下净水材料金属指标溶出规律研究 |
| 4.1 温度对元素溶出的影响 |
| 4.1.1 溶出超标元素的成因及分析 |
| 4.1.2 潜在超标风险的溶出元素分析 |
| 4.1.3 痕量溶出元素分析 |
| 4.2 水中余氯对净水材料的元素溶出的影响 |
| 4.2.1 溶出超标元素的成因及分析 |
| 4.2.2 潜在超标风险的溶出元素分析 |
| 4.2.3 痕量溶出元素分析 |
| 4.3 水中的酸碱强度对元素溶出的影响 |
| 4.3.1 溶出超标元素的成因及分析 |
| 4.3.2 潜在超标风险的溶出元素分析 |
| 4.3.3 痕量溶出元素分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 酸碱条件下净水材料中元素溶出的机理探讨 |
| 5.1 酸碱条件下净水材料中元素的溶出规律分析 |
| 5.2 浸泡前后净水材料表面理化特性分析 |
| 5.2.1 净水材料质量变化 |
| 5.2.2 浸泡前后净水材料表面微观形貌变化 |
| 5.2.3 浸泡前后材料元素含量分析 |
| 5.3 溶出动力学模型 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间论文发表及科研情况 |
（3）浑河水体复合污染对斑马鱼和人干细胞基因表达谱的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 水体复合污染及其生态健康危害 |
| 1.1.1 水体复合污染现状 |
| 1.1.2 水体复合污染的生态和健康危害 |
| 1.1.3 浑河流域水污染特征 |
| 1.2 水体污染物综合毒性评价方法 |
| 1.2.1 传统生物毒性测试方法 |
| 1.2.2 毒理基因组学方法 |
| 1.3 毒理学模式动物—斑马鱼 |
| 1.3.1 生理学和基因组学特征 |
| 1.3.2 毒性效应终点 |
| 1.4 人干细胞毒理学模型 |
| 1.4.1 人骨髓间充质干细胞的来源和特征 |
| 1.4.2 基于人骨髓间充质干细胞的毒理学研究 |
| 1.5 本文主要研究思路 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 研究目的与意义 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 2 地表水对斑马鱼肝脏基因表达谱的干扰 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.2 浑河主要断面河水水样采集和理化指标测定 |
| 2.1.3 斑马鱼的培养与暴露 |
| 2.1.4 斑马鱼肝脏样本RNA提取 |
| 2.1.5 斑马鱼基因芯片分析 |
| 2.1.6 数据处理 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 地表水对斑马鱼基因表达谱的影响 |
| 2.2.2 地表水诱导斑马鱼差异表达基因调控的生物学通路和过程 |
| 2.2.3 斑马鱼肝脏基因表达谱特征与污染程度和类型的联系 |
| 2.3 小结 |
| 3 地表水对hBMSCs基因表达谱的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验试剂与仪器 |
| 3.1.2 浑河主要断面水样采集和理化指标测定 |
| 3.1.3 水样前处理 |
| 3.1.4 细胞培养 |
| 3.1.5 细胞毒性测定 |
| 3.1.6 基因芯片检测和数据分析 |
| 3.1.7 实时荧光定量PCR |
| 3.1.8 数据分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 地表水对hBMSCs的细胞毒性 |
| 3.2.2 地表水对hBMSCs基因表达谱的影响 |
| 3.2.3 地表水诱导hBMSCs差异表达基因的生物学通路和过程 |
| 3.2.4 不同地表水对hBMSCs基因表达谱影响的比较 |
| 3.3 小结 |
| 4 地表水暴露对斑马鱼和hBMSCs基因表达谱影响的关联 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 数据获取 |
| 4.1.2 斑马鱼-人同源基因的识别 |
| 4.1.3 斑马鱼-人同源基因的功能注释 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 地表水对斑马鱼和hBMSCs同源基因的影响 |
| 4.2.2 地表水诱导斑马鱼和hBMSCs的DEOs的生物学通路和过程 |
| 4.3 小结 |
| 5 地表水对斑马鱼和hBMSCs的遗传毒性 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验试剂与仪器 |
| 5.1.2 浑河主要断面水样采集 |
| 5.1.3 水样前处理 |
| 5.1.4 细胞培养和细胞毒性测定 |
| 5.1.5 细胞DNA损伤测定 |
| 5.1.6 细胞氧化损伤分析 |
| 5.1.7 遗传毒性相关基因表达测定 |
| 5.1.8 干细胞成骨分化测定 |
| 5.1.9 干细胞成脂分化测定 |
| 5.1.10 数据处理 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 地表水分级组分对hBMSCs细胞活性的影响 |
| 5.2.2 地表水对斑马鱼肝脏细胞的DNA损伤 |
| 5.2.3 地表水对斑马鱼肝脏细胞的氧化损伤 |
| 5.2.4 地表水暴露对hBMSCs的DNA损伤 |
| 5.2.5 地表水暴露对hBMSCs的氧化损伤 |
| 5.2.6 地表水暴露对DNA损伤相关基因表达的影响 |
| 5.2.7 地表水暴露对hBMSCs成骨分化的影响 |
| 5.2.8 地表水暴露对hBMSCs成脂分化的影响 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 地表水中有机物浓度检测结果 |
| 附录B hBMSCs暴露于不同地表水后相同的差异表达基因 |
| 作者简介 |
| 攻读博士学位期间科研项目及科研成果 |
| 致谢 |
（4）滤池反冲洗水回用对消毒副产物生成势的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 滤池反冲洗水回用研究现状 |
| 1.2.1 滤池反冲洗水的组成及其特性 |
| 1.2.2 滤池反冲洗水回用安全性评价 |
| 1.3 饮用水中消毒副产物的研究现状 |
| 1.3.1 消毒副产物的主要种类及毒性 |
| 1.3.2 消毒副产物生成的影响因素 |
| 1.3.3 消毒副产物生成的控制 |
| 1.4 饮用水处理的预氧化技术 |
| 1.4.1 预氯化 |
| 1.4.2 高锰酸钾预氧化 |
| 1.4.3 二化氯预氧化 |
| 1.4.4 臭氧预氧化 |
| 1.5 课题研究意义及内容 |
| 1.5.1 研究意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 仪器与材料 |
| 2.1.1 试剂与材料 |
| 2.1.2 标准溶液的配置 |
| 2.1.3 实验器皿清洗方法 |
| 2.1.4 仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 滤池反冲洗水的回用实验 |
| 2.2.2 预氧化实验 |
| 2.2.3 消毒实验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 预氧化剂的制备及检测 |
| 2.3.2 消毒剂的制备及检测 |
| 2.3.3 挥发性消毒副产物的检测 |
| 2.3.4 卤乙酸的检测 |
| 2.3.5 溴取代因子BIF |
| 3 回用对消毒副产物生成势的影响 |
| 3.1 回用比对CSF中有机物的影响 |
| 3.1.1 对浊度的影响 |
| 3.1.2 对UV、DOC和 SUVA的影响 |
| 3.2 回用比对CSF与 PRE(NACLO)-CSF中消毒副产物的影响 |
| 3.3 回用对消毒副产物前驱体与DBPFP相关关系的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 预氧化对回用水中消毒副产物生成势的影响 |
| 4.1 预氧化对PRE-CSF组合工艺中有机物的影响 |
| 4.1.1 对浊度的影响 |
| 4.1.2 对UV254、DOC和 SUVA的影响 |
| 4.1.3 3D-EEM分析 |
| 4.2 预氧化对PRE-CSF组合工艺中消毒副产物生成势的影响 |
| 4.2.1 对THMs的影响 |
| 4.2.2 对HAAs的影响 |
| 4.2.3 对HANs的影响 |
| 4.2.4 对HNMs的影响 |
| 4.2.5 对HKs的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 回用与预氧化对水中溴代DBPS的影响 |
| 5.1 不同回用比对水中DBP-BR生成的影响 |
| 5.1.1 溴化物浓度对不同回用比水中DBP-Br生成的影响 |
| 5.1.2 溴化物浓度对不同回用比水中DBP-Br分配比例的影响 |
| 5.2 不同预氧化方式对DBP-BR生成的影响 |
| 5.2.1 溴化物浓度对不同预氧化方式中DBPFP的影响 |
| 5.2.2 溴化物浓度对不同预氧化方式中DBP-Br分配的影响 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 消毒方式对回用水中消毒副产物生成势的影响 |
| 6.1 消毒剂对预氧化NACLO-CSF工艺中DBPFP的影响 |
| 6.2 消毒剂对KMNO_4预氧化-CSF工艺中DBPFP的影响 |
| 6.3 消毒剂对CLO_2预氧化-CSF工艺中DBPFP的影响 |
| 6.4 消毒剂对O_3预氧化-CSF工艺中DBPFP的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间的主要科研成果 |
（5）2017-2018年T市生活饮用水水质分析与健康风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 对象和方法 |
| 1.1 调查对象 |
| 1.2 采集方法 |
| 1.3 检测方法 |
| 1.4 质量控制 |
| 1.5 水质评价 |
| 1.5.1 一般评价 |
| 1.5.2 健康风险评价 |
| 1.5.3 风险水平分级 |
| 1.6 统计分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 水质一般评价 |
| 2.1.1 水样合格情况 |
| 2.1.2 不同供水方式比较 |
| 2.1.3 不同年份比较 |
| 2.1.4 不同水期比较 |
| 2.1.5 不同水厂比较 |
| 2.1.6 城乡比较 |
| 2.2 健康风险评价 |
| 2.2.1 污染物浓度 |
| 2.2.2 污染物浓度分布 |
| 2.2.3 风险值 |
| 3 讨论 |
| 3.1 一般评价 |
| 3.2 健康风险评价 |
| 3.3 不足和展望 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间本人发表的论文 |
| 致谢 |
（6）江苏四地区饮用水中污染谱检测及健康风险评估（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 序言 |
| 第一部分 :江苏四地区饮用水中污染谱的检测及特征分析 |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 第二部分 :饮用水中污染物暴露的健康风险评价 |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 小结 |
| 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 综述:长江水样有机物污染现况及毒性分析的研究进展 |
| 参考文献 |
| 附录一:主要缩略词中英文对照 |
| 附录二:获奖情况和参见学术活动情况 |
| 攻读学位期间已/待发表论文 |
| 致谢 |
（7）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 |
（8）我国生活饮用水标准检验方法的修订（论文提纲范文）
| 1 方法选择与研制的主要依据 |
| 2 主要修订内容 |
| 2.1 纳入先进灵敏的现代分析技术 |
| 2.1.1 GC/MS法 |
| 2.1.2 LC/MS/MS法 |
| 2.1.3 流动注射法 |
| 2.2 重点开展多组分同时测定的方法研制 |
| 2.3 增加现场方法的开发与研究 |
| 2.4 对原有方法的补充和替换 |
| 2.5 开展新型污染物的技术储备 |
| 2.5.1 氯硝柳胺 |
| 2.5.2 二苯胺 |
| 2.5.3 苯基脲类农药 |
| 2.5.4 卤乙酸 |
| 3 指标修订情况 |
| 4 建议 |
| 4.1 建立我国生活饮用水标准检验体系的常规工作机制 |
| 4.2 加强生活饮用水标准检验体系的基础研究 |
（9）邻苯二甲酸酯在钱塘江源头水系的污染特征及磁性稀土催化剂催化臭氧化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究的背景、意义 |
| 1.2 PAEs的结构和物化性质 |
| 1.3 PAEs的毒理性质 |
| 1.4 环境介质中PAEs分析方法 |
| 1.5 PAEs在环境中的污染现状 |
| 1.6 水环境中PAEs消除技术研究进展 |
| 1.7 铁基磁性催化剂制备及方法优化 |
| 1.8 环境质量标准和生态风险评价 |
| 1.9 研究目标和基本思路 |
| 第二章 钱塘江源头水系PAES污染特征研究 |
| 2.1 实验材料与分析方法 |
| 2.2 齐溪水库邻苯二甲酸酯污染特征研究 |
| 2.3 钱塘江衢州段(开化-龙游段)邻苯二甲酸酯污染特征研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 钱塘江源头水系中PAES的生态风险评价 |
| 3.1 水相和沉积物中PAEs含量与国内外其他地区比较 |
| 3.2 邻苯二甲酸酯的生态风险 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 磁性稀土催化剂催化臭氧化DEP的研究 |
| 4.1 实验与分析 |
| 4.2 催化剂基本特性 |
| 4.3 铁基磁性稀土催化剂催化臭氧化DEP实验研究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1. 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 博士期间发表的论文 |
（10）北京市地表水源地水质分析研究与评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 水环境分析方法综述 |
| 1.2 测定水中VOCs的几种方法的对比 |
| 1.2.1 方法原理与分析过程 |
| 1.2.2 几种方法的对比分析 |
| 1.2.3 结论 |
| 1.3 ICP-MS分析重金属元素概述 |
| 1.3.1 ICP-MS原理 |
| 1.3.2 ICP-MS特点 |
| 1.4 全国地表水源地水质状况综述 |
| 1.4.1 中国城市集中式饮用水源地基本情况 |
| 1.4.2 北京市地表水源地水质现状 |
| 第2章 吹扫捕集-气相色谱-质谱测定水中VOCs的方法优化 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 仪器和试剂 |
| 2.2.2 实验方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 初始校正 |
| 2.3.2 一次正交实验对吹扫-捕集法的优化 |
| 2.3.3 二次正交实验 |
| 2.3.4 优化后的条件与EPA方法条件的对比 |
| 2.3.5 在优化后的条件下测定官厅水库中的VOCs |
| 2.4 结论 |
| 第3章 电感耦合等离子体质谱测定官厅水库重金属的应用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 实验仪器和条件 |
| 3.2.2 标准物质及试剂 |
| 3.2.3 样品采集和分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 北京市主要地表水源地水质状况分析与评价 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 水样的采集 |
| 4.3 水质现状及评价 |
| 4.3.1 常规项目监测结果分析 |
| 4.3.2 金属项目监测结果分析 |
| 4.3.3 挥发性有机化合物监测结果分析 |
| 4.4 污染状况比较分析 |
| 4.4.1 水质演变 |
| 4.4.2 与其他城市饮用水源水质比较 |
| 4.5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士研究生期间发表的论文 |
| 作者及导师介绍 |
| 附录 |
四、生活饮用水中挥发性有害有机污染物分析及其安全性评价（论文参考文献）
- [1]不同类型城镇污水处理技术排水对人源干细胞的综合毒性[D]. 宋京洋. 大连理工大学, 2021(01)
- [2]净水材料的安全风险分析及金属元素的溶出释放规律研究[D]. 周润华. 山东建筑大学, 2020(10)
- [3]浑河水体复合污染对斑马鱼和人干细胞基因表达谱的影响[D]. 张洲. 大连理工大学, 2019(08)
- [4]滤池反冲洗水回用对消毒副产物生成势的影响研究[D]. 蒙珂. 西安建筑科技大学, 2019(06)
- [5]2017-2018年T市生活饮用水水质分析与健康风险评价[D]. 顾鸿儒. 苏州大学, 2018(06)
- [6]江苏四地区饮用水中污染谱检测及健康风险评估[D]. 吴克勤. 南京医科大学, 2018(10)
- [7]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)
- [8]我国生活饮用水标准检验方法的修订[J]. 王丽,张岚. 环境与健康杂志, 2015(03)
- [9]邻苯二甲酸酯在钱塘江源头水系的污染特征及磁性稀土催化剂催化臭氧化研究[D]. 王军良. 浙江工业大学, 2014(05)
- [10]北京市地表水源地水质分析研究与评价[D]. 程麟钧. 北京化工大学, 2008(11)