一、用蚕豆根尖微核监测技术对污染源进行生物毒性测试（论文文献综述）
李小飞[1]（2019）在《天然矿物材料改性及其修复铬污染土壤效果研究》文中认为随着城市化进程的推进,城区原有企业的外迁遗留了大量铬污染场地,这些地块的利用必须保障周边人及其他生物体的安全。本文针对铬污染场地土壤及地下水中生物毒性较高的六价铬的去除或稳定化展开相关研究。矿物材料具有绿色友好、价铬低廉等优点是理想的环境修复材料。本研究制备了一种改性蒙脱石材料（CMC@MMT-FeS）,采用X射线衍（XRD）、傅里叶变换红外光谱（FTIR）及BET对其表面特性进行表征。研究了改性材料对水溶液和土壤中Cr（VI）去除和稳定化效果,利用X射线光电子能谱（XPS）技术深入研究了其稳定化机理;并对修复后土壤进行生物毒性评估。主要的研究结论如下:三种天然矿物材料海泡石（SPE）、蒙脱石（MMT）和凹凸棒土（ATP）对六价铬吸附潜力在0.39～4.35 mg/g之间。蒙脱石对六价铬的吸附行为符合Langmuir等温吸附即是单层特定点位吸附;凹凸棒土更符合Freundlich等温吸附即是多层吸附过程;而海泡石对六价铬吸附行为对这两种吸附模型都适用。六价铬污染土壤中加入15%矿物材料后,土壤浸出液中六价铬的浓度分别降低了 16.8%（添加SPE）、18.9%（添加 ATP）、15.9%（添加 MMT）。复合材料表征结果证实硫化亚铁颗粒负载到蒙脱石表面和层间。CMC@MMT-FeS对溶液中六价铬的去除能力与其负载硫化亚铁的量呈正相关。假二级动力学模型更能很好地符合改性材料去除溶液中Cr（Ⅵ）的过程,溶液初始pH越低,改性材料对溶液中Cr（Ⅵ）去除效果越好。溶液中Cr（Ⅵ）被还原为Cr（Ⅲ）,之后以沉淀的形式从溶液中分离。对比硫酸亚铁试剂和改性材料,改性材料对土壤中六价铬稳定化效果更好。修复前后土壤中铬金属形态分析结果证实可交换态铬主要转化成为氧化态铬及残渣态铬。酸性条件下改性材料对介质中六价铬去除和稳定化率更高。CMC@MMT-FeS参与土壤中六价铬的还原过程中主要形成稳定态Fe（Ⅲ）-Cr（Ⅲ）复合物;S（-Ⅱ）参与土壤中六价铬氧化还原反应后主要生成了 S（Ⅳ）化合物。蚕豆根尖毒性试验证实改性材料修复土壤对蚕豆根尖抑制率降低了约57%,而赤子爱胜蚯蚓体内的各种酶对污染土壤的响应不同。
刘静[2]（2018）在《榆林国家能源化工基地环境污染风险源定量解析及特征污染物生物强化修复研究》文中提出榆林国家能源化工基地位于毛乌素沙漠边缘,生态环境脆弱,具有独特的结构和功能,污染来源复杂,污染形式特殊,土地利用结构多样化,呈现出多极化、交叉污染和复合污染的特征。多环芳烃（PAHs）、重金属和有机氯农药（OCPs）在环境中具有持久性残留、生物蓄积和致癌性等特性,对人类健康和生态环境安全具有严重危害。地表水体和土壤是PAHs和重金属等污染物的重要环境受体,承担着来自不同污染源的负荷。准确了解能源化工区地表水体和土壤中PAHs、重金属和OCPs等毒性污染物的污染状况、风险水平及污染来源是防治能源化工区毒性污染物的基础,也是缓解区域风险压力和解决环境问题的关键。因此,本文以榆林国家能源化工基地为研究区域,以化工区地表系统的视角,选取基地内各类型用地进行大范围空间尺度实地采样,采集地表水体和土壤样品,对PAHs、重金属和OCPs的赋存水平、空间分布特征、污染来源及污染物造成的环境影响进行了深入研究,并建立了基于环境风险的优控污染源定量识别模型,旨在为合理管控关键危害污染源和确定重点污染控制区提供科学理论依据。在此基础上,对基地内特征污染物PAHs的生物强化修复方法进行探索,以期为基地污染环境的生物修复提供理论支撑和方法借鉴。论文研究对保护地方生态环境,并将榆林国家能源化工基地建设成“高端、清洁、环保、安全”的一流能源化工基地具有重要的理论与实际意义。主要研究结果如下:（1）基地内地表水体和不同类型土壤中16种PAHs、8种重金属、8种OCPs的分布特征显示,水体中:Hg、Pb、Cd、Cr重金属检出率低,COD、NH4+-N、TP水平均超出地表水III类水体标准;地表水体中含量较高的PAHs单体为菲,PAHs浓度高值样点主要分布于工业区附近地表水体。表层土壤中:16种USEPA优控PAHs总量变化范围在110.224934.13μg/kg,以低环PAHs为主,受能源工业的影响,非敏感区样点的PAHs浓度普遍较高;表层土壤中As、Cr、Cu、Zn、Cd、Pb、Hg、Mn 8种重金属除Pb外,平均含量处于较高水平,空间变异性较大。ΣHCHs（俗称六六六类农药）浓度范围在1.668.80μg/kg之间,DDTs（俗称滴滴涕类农药）只检测到了低浓度的p,p’-DDD和p,p’-DDE,OCPs的残留主要由历史使用造成,并伴有近期林丹的输入。DDTs的环境归宿受土壤类型影响,在北部的毛乌素沙漠滩地区只检测到了好氧降解产物DDE,厌氧降解产物DDD均分布于南部黄土高原沟壑区。（2）基地内污染物的生态风险和人体健康暴露风险表征结果显示,部分样点苯并芘和苯并（b）荧蒽含量大于USEPA建议的地表水安全阈值;选用苯并芘毒性当量法及生物毒性效应区间法评价土壤PAHs的生态风险,结果显示土壤中PAHs生态风险处于中下水平;应用地累积指数法、污染指数、潜在生态风险指数评价土壤重金属生态风险,Cd和Hg累积较严重,为高污染水平,二者的潜在生态风险单项指数均处于非常高风险水平,其余重金属也处于中度至重度累积污染水平。基地内人群暴露于土壤PAHs的健康风险结果表明,摄入途径所引发的健康风险高于皮肤接触和吸入途径,ΣPAHs的人群非致癌危害水平均低于安全阈值,总致癌风险范围为2.63×10-75.99×10-6,位于工业区的采样点的总致癌风险均超出可接受水平;基地内人群暴露于土壤重金属的总致癌风险显着大于10-6可接受水平,总非致癌危害水平也高于安全阈值,市中心样点的人群健康暴露风险处于整个地区最高水平。（3）建立了PMF-Total-CR/HI和PMF-RI源风险贡献耦合模型并应用于基地内环境风险源定量识别研究,评价了污染源对暴露于其中的人群健康和生态系统构成的风险水平的定量贡献值。相比PCA-MLR模型,PMF模型为更适受体污染源解析耦合模型,PMF模型解析PAHs有4个主要污染源:焦化（34%）、煤燃烧（33%）、薪材燃烧（22%）以及车辆排放（11%）,重金属有4个主要来源:煤炭相关（53%）、工业（22%）、交通（13%）、农业（12%）。土壤中PAHs的四类来源:焦化、煤燃烧、薪材燃烧以及车辆排放对人群致癌风险的平均贡献率分别为38%、31%、13%和18%,对非致癌危害水平的平均贡献率分别为36%、39%、11%和14%。土壤中重金属的工业活动源类对人群贡献了最大比例的致癌风险,煤炭相关活动源类是潜在生态风险和人群非致癌危害水平的最大贡献者。综上,构成受体环境污染物的最大来源并不一定为受体环境风险危害的最大贡献者。（4）为削减特征污染物PAHs的风险水平,以4环PAHs芘为典型研究对象,对PAHs污染环境的生物强化修复方法进行研究。从环境中筛选得到一株芘高效降解菌,命名为Rhodococcus ruber L9,该菌株在以10 mg/L芘为唯一碳源时,培养2448 h,芘降解速率最快,48 h时检测到了较高的邻苯二酚1,2双加氧酶（C12O）活性,120 h后芘的降解率可达61.49%。对细菌粗酶的分子量分布特征分析表明,48 h前,该菌株对芘较敏感,分子量分布演变较明显,48h后,演变趋势较为稳定,分子量在43150 k D之间的物质减少,大于670 k D的物质增多。电子受体铁离子的添加能够明显提高菌株Rhodococcus ruber L9对芘的降解效率,120 h时,初始浓度为10 mg/L芘的降解率可达76.02%,C12O酶活性为未添加铁离子的1.60倍;推测铁离子对芘生物降解的驱辅机制是:铁离子与芘之间通过电子受体-供体作用,使得芘分子的电子密度降低有利于其迁移至细胞表面,进入细胞内的芘刺激降解酶的分泌,从而加快菌株对芘的代谢速率。生物毒性试验结果表明,60 h后,菌株Rhodococcus ruber L9的作用使得环境浓度为1.5 mg/L菲、芘的毒性风险可分别削减92.81%、72.90%。对菌株的抗生素耐药性、遗传毒性等环境安全性进行分析评价,发现该菌株环境友好,可用于污染环境的生物修复实际。
郭盘盘[3]（2016）在《复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株修复及微核技术检测研究》文中研究表明本文通过盆栽试验研究了三种不同的复合菌肥对受二氯喹啉酸危害的烟株及受其污染植烟土壤的修复作用,通过对烟株生理指标（保护酶、MDA含量、活性氧含量及清除率、抗氧化率、光合特性、荧光参数、NR和INV活性、可溶性蛋白含量、DNA和RNA含量等）,烟株不同部位（茎尖、上部叶、根尖）的解剖结构,植烟土壤的生理生态特性（土壤的物理性状、土壤酶活性,土壤微生物量等）,烟株的抑制率、生物量和农艺性状,烟株的化学成分含量等进行了修复研究,并利用微核技术对各处理的植烟土壤进行了检测分析,旨在探讨复合菌肥对二氯喹啉酸危害植烟土壤和烟株的降解效果,筛选出最佳的复合菌肥。试验结果如下:1、复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株生理特性的修复受二氯喹啉酸危害的烟株在处理后期叶片SOD、APX及CAT等保护酶活性比正常烟株分别降低28.21%,31.07%和64.24%,脂膜过氧化反应导致MDA含量升高212.88%;在20d时三种复合菌肥处理烟株叶片中SOD活性分别比受害升高13.13%、18.49%和23.11%,APX活性分别比受害升高9.76%、14.84和24.84%,CAT活性分别比受害升高11.37%、32.42%和57.55%,MDA含量分别比受害降低11.37%、32.42%和57.55%。根系酶活性和MDA含量变化与叶片保护趋势一致。各处理效果依次为T0>T4>T3>T2>T1。在处理20d,与正常对照比较,受二氯喹啉酸危害烟株叶片（?）·OH和H2O2含量分别升高166.74%、198.55%和170.39%,而O2-·和·OH清除率则下降44.50%、60.62%,抗氧化率下降40.47%;三种复合菌肥修复后烟株叶片（?）含量分别减少11.92%、18.02%和34.83%,（?）清除率分别增加51.53%、51.17%和60.17%;·OH含量分别减少12.11%、28.98%和36.15%,·OH清除率分别增加47.60%、64.22%和98.43%;H2O2含量分别减少11.83%、26.39%和51.27%;抗氧化率分别增加21.67%、34.18%和50.16%;根系中活性氧含量均明显高于叶片,但活性氧清除率和抗氧化率低于地上部分,说明根系对二氯喹啉酸更为敏感。三种复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株活性氧含量、清除率及抗氧化率的整体修复效果表现为:T4>T3>T2。与正常对照比,二氯喹啉酸危害的烟株地上部分和根系GSH含量、GST活性和ALS活性均有显着下降,经过三种复合菌肥修复20d,与受害对照叶片相比,GSH含量分别增加16.43%、48.44%和70.96%,GST活性分别增加27.72%、40.55%和82.02%,ALS活性分别增加45.42%、33.02%和70.09%,根系中这三项解毒指标变化趋势与叶片基本一致。用复合菌肥处理对GSH含量修复效果为:T4>T3>T2。受害烟株的NR和Inv活性降低,复合菌肥处理后,NR活性明显高于受害对照。在20d时,用复合菌肥T2、T3及T4处理烟叶NR活性分别比受害对照提高了13.1%、16.6%和19.1%,Inv活性分别比受害对照升高了12.08%,23.17%和38.54%,表明复合菌肥能明显提高受害烟叶中C、N关键酶活性,烟株根系中酶活性变化趋势与叶片基本一致,以T4处理修复效果最佳。受二氯喹啉酸危害烟株与正常烟株相比可溶性蛋白质、核酸、RNA和DNA含量显着下降。经复合菌肥处理20d,与受害处理比较,T2、T3和T4处理烟叶中可溶性蛋白含量升高42.42%、48.35%和68.73%,核酸含量增加13.87%、18.68%和23.35%,RNA含量分别比受害烟叶增加了10.49%、14.10%和17.51%,DNA含量分别增加了24.14%、32.62%和41.10%,根系可溶性蛋白质、核酸、RNA和DNA含量变化趋势与叶片一致。修复效果均以T4最好。受二氯喹啉酸危害烟叶的光合作用受到抑制,Fv/Fm、ΦPSII及q P下降,且都达到显着水平,NPQ显着增加;施加复合菌肥修复的处理与受害烟叶相比,Fv/Fm、ΦPSII及q P都升高,NPQ下降,表现为T4>T3>T2,以T4处理修复效果达到显着水平。受害烟叶与正常烟叶相比,叶绿素含量、Pn、TR、Gs和Ci均显着下降,复合菌肥处理能显着修复受害烟株的光合性能,修复效果为T4>T3>T2。2、复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株根际土壤生理生态的修复与正常土壤相比,受二氯喹啉酸危害的根际土壤的的PH、电导率、饱和导水率、有机质含量在处理后期分别下降7.33%、6.63%、7.97%和48.13%,土壤容重增加3.42%。由于复合菌肥中含有大量微生物及丰富有机质,施用复合菌肥修复后电导率、饱和导水率和有机质含量显着增加,甚至高于正常对照,土壤容重显着降低;其中以T4处理效果最佳。与正常对照比较,受害处理土壤中酶活性和微生物数量显着减少,蔗糖转化酶、脲酶、纤维素酶、蛋白酶和过氧化氢酶活性分别降低35.45%、64.35%、54.88%、60.12%和45.00%,细菌、真菌和放线菌数量及微生物量碳、氮分别降低50.76%、26.32%、58.40%、49.88%和57.23%,复合菌肥修复后,微生物数量与酶活性显着提高,其中土壤微生物数量显着高于正常对照,说明复合菌肥施用为土壤带来大量的菌群,通过在土壤中生存繁殖等代谢活动促进了土壤中二氯喹啉酸的降解,使土壤酶的活性和微生物数量提高。三种菌肥对土壤酶活性和微生物数量的作用整体效果为T4>T3>T2。3、复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株解剖结构的修复通过石蜡切片观察各处解剖结构,与正常对照相比,受害烟株的茎尖的直径和纵切面积最小,上部叶表皮厚度、叶片厚度最大,根部横截面积、中柱面积、皮层厚度、表皮厚度均小于正常烟株。复合菌肥修复后,均有不同程度提高,表明复合菌肥对受二氯喹啉酸危害的烟株地上和地下部分的受害症状具有一定的缓解作用。通过临时切片观察可知,烟株受二氯喹啉酸危害后,与正常对照相比,烟叶表皮细胞大小不一、下表皮气孔数量减少,气孔指数和气孔密度均显着下降,不同菌肥处理后烟叶表皮细胞大小、形状得到恢复,气孔密度和气孔指数增加,效果显着,并且以T4处理效果最好。4、复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株生长的修复二氯喹啉酸对烟株叶长、叶宽、株高等都有不同程度的抑制。三种复合菌肥对二氯喹啉酸危害的烟株叶长和叶宽的修复20d时达显着效果（0.05水平）,30d达极显着效果（0.01水平）;对株高的修复10d达达显着效果（0.05水平）,20d达极显着效果（0.01水平）;在30 d时,各处理地上和地下部分鲜重均为T0>T4>T3>T2>T1;根冠比变化同鲜重和干重的变化一致;在处理30d,受害烟株与正常烟株的农艺性状比较,株高和茎围等显着降低,叶宽和叶长表现出明显抑制效应;用复合菌肥修复后,30d时对叶长修复达显着效果（0.05水平）,10d时对叶宽的修复达极显着效果（0.01水平）,30d时对株高的修复达极显着效果（0.01水平）。表明复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟草生长发育有显着改善作用,其中T4处理对受害烟草生长的修复效果最明显。5、复合菌肥对二氯喹啉酸危害打顶后烟株农艺性状、根系活力及化学成分含量的修复打顶后,与正常对照相比,受二氯喹啉酸危害烟株的生物量各项指标显着降低,株高降低了40.74%,TAAR/m2与AAAR/m2显着降低;用复合菌肥处理的均高于受害对照,根冠比与受害对照相比增幅分别为18.86%、16.70%和22.95%,株高增加了37.5%、49.29%、66.67%,正常叶片数也分别提高到11.33,13和15.33,根系活力均有显着提高,以T4增幅最大。打顶后复合菌肥对烟株生物量、农艺性状和根系活力综合表现为T4>T3>T2。受害对照的总糖、还原糖及钾与正常对照相比显着降低,总氮、烟碱和氯离子含量显着增加,还原糖/总糖含量显着低于正常对照,总氮/烟碱含量显着高于正常烟株;施入复合菌肥后,总糖、还原糖、钾离子显着上升,氮、烟碱和氯离子含量显着降低,化学成分趋于协调,各项指标均有一定程度的恢复。三种复合菌肥修复效果存在一定差异,总糖、还原糖含量的表现为T4>T3>T2,总氮和烟碱含量表现为T4>T3>T2,氯离子含量表现为T4>T3>T2;钾离子含量表现为T4>T3>T2,还原糖/总糖呈现出T4>T3>T2,总氮/烟碱含量表现为T4>T3>T2,综合评判以T4处理的修复效果最佳。6、蚕豆根尖细胞微核技术检测复合菌肥对植烟土壤中二氯喹啉酸降解的影响通过蚕豆根尖细胞微核技术对各处理植烟土壤浸提液检测结果表明,随处理天数的增加,土壤中残留除草剂的危害程度逐渐下降。处理20d,受二氯喹啉酸危害的植烟土壤浸提液的蚕豆根尖细胞微核率比正常对照增加261.27%,细胞分裂指数降低64.00%,生物量降低54.17%,污染指数为4.24,污染程度为重度污染;与受害对照相比,T2、T3、T4修复的土壤浸提液的蚕豆根尖细胞微核率分别降低27.97%、53.18%和65.67%,分裂指数分别升高38.89%、88.89%和138.89%,生物量增加44.84%、60.87%和95.38%,污染指数均有不同程度下降,其中T4修复后污染程度为基本无污染。通过对土壤浸提液培养的蚕豆的根和芽SOD、CAT、APX等保护酶活性、MDA含量和相对电导率分析,处理时间越短的土壤,其对蚕豆根、芽的保护酶伤害越大,MDA含量和相对电导率越高,随着处理时间的增加影响逐渐降低,根系受害程度高于芽。在对处理后20天的土样检测中,用复合菌肥修复后,蚕豆根、芽保护酶活性含量显着上升,MDA含量和相对电导率显着下降。综合表现为:T4>T3>T2。
周璐[4]（2016）在《苯酚的生物降解特性及兰炭废水中酚类有机物的现场处理效果研究》文中研究说明作为一种成分复杂,含有大量难降解污染物及有毒物质的废水,兰炭废水的处理越来越收到关注。目前,国内对兰炭废水的处理,普遍存在出水效果不理想、成本高的问题。针对兰炭废水苯酚含量过高的问题,本文从微生物处理含酚废水的角度出发,以活性污泥为原料,从中分离筛选出苯酚高效降解菌,并探究该菌株最佳苯酚处理条件。为了使兰炭废水易于生物处理,对兰炭废水的预处理条件进行优化,并在兰炭废水处理现场,通过中试试验,探究“物化-生化”组合处理工艺对酚类有机物的处理效果及不同处理单元出水的综合遗传毒性。通过富集和驯化从活性污泥中筛选出对苯酚具有降解效果的菌株三株,针对其中苯酚降解能力最强的苯酚降解菌B2进行进一步的研究,其中16Sr DNA鉴定结果证明该菌种属于不动杆菌属;测定生长曲线,测得该菌株适应期,对数期,稳定期和衰亡期分别为0～3h,3～36h,36～60h和60h以上。针对得到的三株苯酚降解菌A1、B1和B2,测量了三株菌株在不同苯酚初始浓度下的苯酚降解能力,结果证明B2菌株的苯酚降解能力最强,70小时之内能够将起始浓度为1000mg/L的苯酚基本完全降解;复合菌株苯酚降解能力进行的分析表明,复合菌株的苯酚降解能力弱于B2菌株;对B2菌株进行最优反应条件分析,B2菌株在p H为7.0,温度为30℃,并以50mg/L的葡萄糖作为共基质碳源时,24h可将700mg/L初始浓度苯酚降解99.8%。兰炭废水的预处理采用萃取法及化学沉淀法。萃取法去除苯酚,萃取剂与兰炭废水体积比为1:5,p H为7,转速为100r/min,反应时间为10min时,苯酚浓度下降至460.9mg/L,去除率为95.4%;化学沉淀法除氨氮,在p H为10,温度为30℃,药品投加比例为n（Na2HPO4·12H20）:n（NH4+）:n（Mg Cl2·6H2O）=0.9:1:1.3的情况下,兰炭废水氨氮浓度从9710mg/L下降到652mg/L,氨氮的去除率为93.3%。利用苯酚降解菌B2对预处理后的兰炭废水进行处理,苯酚去除率可达到约96%,从460mg/L降低到18.4mg/L。将苯酚降解菌与活性污泥混合对预处理后兰炭废水进行处理,处理后测得COD和氨氮去除率分别可达到77.6%和61.3%采用“物化-生化”组合处理工艺去除兰炭废水中酚类物质,并用蚕豆根尖细胞微核试验分析酚类物质及组合工艺各阶段出水的遗传毒性。废水中检测到的13中酚类物质经过萃取、蒸氨和生化处理后去除率分别可达到91.67%、1.82%和4.63%;通过蚕豆根尖细胞微核试验证明酚类物质有明显的遗传毒性和生物毒性,同时证明了“物化-生物”现场处理工艺的安全性。
贺庆梅,王旭彤,谢彦军,黄承潇,杨晓清,李世标[5]（2016）在《微核技术在广西宜州城区水质监测中的应用研究》文中指出通过蚕豆根尖微核技术,对宜州城区不同水源水质进行研究。选取了龙江河宜州城区流域源头、上游、中上游、中游、中下游、下游区段水源,以及废水排放量大的生活废水和缫丝厂废水共8份水样进行微核率影响测试。结果表明,各水样皆受不同程度污染,龙江河宜州城区流域水质污染存在空间差异。其中,源头至中游区段属中度污染,中下游、下游达重度污染,生活废水为中度污染,缫丝厂废水具重度污染。
刘允,解鑫[6]（2013）在《水体生物毒性检测技术研究进展综述》文中研究指明由于水质安全不断受到突发污染事故的威胁,常规的理化监测指标已不足以直接、全面地反映水污染状况,生物毒性监测技术顺应水质评价的需求而发展起来,应用于水质应急和预警监测。该文从细菌类、藻类、鱼类、水蚤类、蚕豆根尖微核技术和微生物传感器五个方面介绍了生物毒性检测方法、机理及其在水环境监测中的具体应用。分析比较了现有的常用生物毒性检测技术方法的特点,其中发光细菌法与其他方法相比,具有简便、快速、灵敏、适应性强、无需专门的生物专业人员即可操作的特点,应用最为广泛。
李杭芬,周丽蓉,何庆,李忆雯[7]（2013）在《四川古蔺河水质的生物毒性评价》文中提出随着工农业的快速发展和人类活动的日益增加,大量废水随之产生,这些经过或未经过处理的废水最终排入河流等水体中,对水体水质造成极大的负面影响。该实验应用玉米种子萌发毒性检测和蚕豆根尖微核实验,对四川省泸州市古蔺河8个采水点的水样进行了生物毒性测试。结果显示,沙坝等8个采样点的水样均会导致蚕豆产生一定程度的微核,显示出一定的遗传毒性效应,其中4个采样点的水质达到中污染的水平。玉米种子萌发毒性试验结果表明,永乐镇等5个采样点的水样对于玉米种子的发芽率和根生长有比较明显的抑制作用。这表明古蔺河下游水质受到污染,有潜在生物毒性。
黄雅琴,李尽哲,王伟,刘敏杰[8]（2013）在《利用蚕豆根尖微核检测技术监测校园水质》文中研究表明为了指导校园环境治理工作,给师生提供一个安全的校园环境,利用蚕豆根尖细胞微核技术检测信阳2所大学,6处校内池塘水样的微核千分率（MCN‰）及污染指数（PI）,以此来反映校园水质的污染状况。结果表明信阳职业技术学院浉河校区水体受到了中度污染,微核率高达4.89‰;信阳农业高等专科学校浉河校区的月亮湖和羊山校区的荷塘受到了轻度污染,微核率分别为3.26‰和2.9‰;其他3处池塘基本无污染。
潘丽波[9]（2013）在《某地区水环境遗传毒性监测和风险评估》文中指出[目的]通过某区域内水环境样品人外周血淋巴细胞微核和umu的监测,探索开展水环境遗传毒性及其致癌风险的评价,为流域环境污染及风险评价提供科学依据。[方法]在项目规定的行政区域内,沿境内主要河流选择若干乡镇,自上游开始沿河采集地表水样和地下水样,选择远离河流,且癌症死亡率低的乡镇为对照。2011年在9个乡镇共采集地表水样7个,地下水样41个；2012年在同一行政区选择7个乡镇,自上游开始沿河采集7个地表水样、44个浅层地下水样和7个深层地下水样：每个水样采样量为2L,使用HLB固相萃取柱浓缩水样,丙酮洗脱,DMSO定容至50微升,采用人外周血淋巴细胞微核试验（胞质分裂阻断法）检测水样的微核千分率（MN%o）,并计算PI值,评价水质污染程度；采用SOS/umu试验测试水样导致的β-半乳糖活性酶生成量,并计算遗传毒性强度R值、TEQ4-NQO值及致癌风险水平。[主要结果]研究取得的具体成果如下：（1）2011年研究地区地表水环境样品的微核率（MN‰）为22.3‰±2.81‰,污染指数值（PI）为4.36±0.41,总体水质为重度污染；沿岸浅层地下水的MN‰为9.6‰±3.56‰,PI值为2.04±0.33,总体水质为轻度污染;近岸浅层地下水的MN%o和PI值为11.9‰±2.74‰和2.63±0.13,分别是远岸浅层地下水的1.46倍和1.45倍。（2）2012年研究地区地表水样品的MN‰为19.3‰±1.98‰,PI值为4.01±0.41,地表水总体为重度污染；浅层地下水的MN‰为9.‰±2.43‰,PI值为2.01±0.59,总体水质为轻度污染；深层地下水的MN‰为4.4‰±0.45‰,PI值为1.21±0.32,基本无污染。近岸浅层地下水的MN‰为9.8‰±2.45‰,是远岸浅层地下水的1.25倍,是深层地下水的2.28倍；PI值为2.23±0.36,是远岸浅层地下水的1.30倍,是深层地下水的1.84倍。（3）在不加体外代谢活化系统条件下,umu检测结果显示,2011年研究地区地表水样品的β-半乳糖苷酶活性值（IU值）为367.08±93.89,R值为2.69±0.69,结果显示为阳性效应；浅层地下水的IU值为243.24±61.97,R值为1.52±0.40,结果显示阴性效应,其中测试结果为阳性的样本量约占总样本量的20%。近岸浅层地下水的IU值为262.55±107.07,是远岸（202.45±46.12）的1.3倍；R值为1.81±0.51,是远岸（1.32±0.30）的1.4倍。（4）umu监测而结果还显示,地表水样品的TEQ4-NQO值为0.410±0.185,浅层地下水的TEQ4-NQO值为0.054±0.033;近岸浅层地下水TEQ4-HQO值的为0.049±0.036；是远岸浅层地下水（0.025±0.023）的2倍。地表水样品的致癌风险水平为3.62E-06±1.32E-06,浅层地下水的为3.99E-07±3.93E-07；近岸浅层地下水的致癌风险为3.54E-07±1.28E-07,远岸浅层地下水的为2.50E-07±1.04E-07,近岸浅层地下水的致癌风险水平是远岸的1.4倍。（5）人外周血淋巴细胞微核率和umu的监测结果具有良好的相关性,2011年浅层地下水的PI值与R值相关性系数为0.855,2012年为0.87。2011年浅层地下水的PI值与TEQ4-NQO值相关性系数为0.938。[结论]研究区域内水环境污染较为严重,略高于国内文献报道的水平。地表水的遗传毒性和致癌风险水平大于浅层地下水,远大于深层地下水；浅层地下水的遗传毒性和致癌风险水平随着距离河岸的距离增大呈递减趋势；研究地区的水环境的致癌风险在安全的范围内,但是水质应引起关注；人外周血淋巴细胞微核试验（胞质阻断分裂法）与SOS/umu试验的检测结果高度一致,如果在近期开展该地区水环境遗传毒性监测,为增加可操作性可考虑只选择SOS/umu试验。
李博[10]（2014）在《混合型城市污水再生水中微量有机污染物健康风险评价》文中研究指明水回用在世界许多地区都是一个不断增长的现实需求,但是如何保障回收水再利用的安全性始终是一个关键问题。目前应用的处理工艺对污水中微量有毒有害物质尤其是有机物并不能有效去除,这一问题将影响污水回用的安全性。这些有机化合物种类多、浓度低,部分种类因其难挥发、难降解的特性而在环境中累积的量逐渐增多,且可通过生物富集作用和生物放大作用对人体和野生生物产生危害,故再生水的微量有机污染物生态安全评价和健康风险评价已经成为亟待解决的技术关键。健康风险评价就是通过收集、整理和解释各种与健康相关的资料,估算一定剂量的危险因素对人体、野生生物以及生态系统造成危害的可能性及其程度。健康风险评价可以让人们认识到潜在的健康风险,提高对这些风险的重视程度,并能及时提供风险预警,为政府机构制定环境保护制度和政策提供科学依据,减少环境污染对人类健康和自然环境的危害。目前,健康风险评价在国内很多研究领域都得到了广泛地应用,但在污水回用领域研究报道尚不充分,评估体系和评估技术还在不断完善之中。“混合型城市污水”的特点不同于一般生活污水,而国内外有关的研究却极少,其再生水回用的安全性评价更未见报道,因此亟需对混合型城市污水再生水的健康风险评价做全面系统的理论研究和实践应用。本研究即对混合型城市污水再生水中有机提取物的健康风险评价进行了初步的理论探索和实践应用。目的1.以PAEs高效降解菌的分离与降解效率研究为例验证新老工艺对微量有机污染物去除的主要环节和工艺。2.通过对传统污水处理工艺和新技术出水进行健康风险评价,比较两者对污水中微量有机污染物的处理效果和出水回用的安全性,为新技术的开发研究与应用推广提供科学依据。3.根据再生水中有机提取物的构成特点,选择相应的毒理学实验进行定性定量的毒理学研究,探索能灵敏高效评价有机提取物毒性作用的实验组合。4.初步建立再生水中微量有机污染物的健康风险评价程序。方法1.采用浓度梯度驯化法从污水处理厂氧化沟活性污泥中分离PAEs高效降解菌,测定其16S rDNA的序列,通过Genebank对比确定其种属,设计正交试验探索降解菌的最适降解条件,采用液液萃取-高效液相色谱法测定其对PAEs的降解效率。2.采用XAD2树脂吸附提取污水处理厂进水、老工艺二级出水和三级出水以及新技术出水中的微量有机污染物,进行GC-MS分析,通过NIST2002谱库检索,将水样总离子图与工作站里贮存的NIST谱库中的谱图相比较,确定化合物种类,通过比较吸收峰的峰面积初步评价新老工艺对微量有机污染物的去除效果。3.通过成组生物测试方法对各水样中微量有机污染物的毒性进行定性与定量研究。第一步,采用青海弧菌Q67做发光菌生物测试实验,通过比较各水样有机提取物的抑光率评价其急性毒性大小。第二步,采用蚕豆根尖微核实验和单细胞凝胶电泳试验评价各水样有机提取物的遗传毒性。蚕豆根尖微核实验选用松滋青皮豆,发芽种子染毒后,截取有丝分裂活跃的根尖部分,光学显微镜观察处于生长点的细胞1000个,测定其微核千分率,比较各组差别；单细胞凝胶电泳试验采用人外周血淋巴细胞,经染毒后与琼脂糖混合凝胶,电泳后用溴乙锭染色,荧光显微镜下观察、拍照,通过图像分析系统测量相应的拖尾细胞数计算拖尾率,同时测量拖尾细胞的尾长,比较各组差别。第三步,采用重组基因酵母生物测试、小鼠子宫增重及形态学实验评价各水样有机提取物的雌激素样作用。重组基因酵母生物测试选用染色体上整合了人雌激素受体（hER）DNA序列的酵母菌株,通过测定因类雌激素物质激活酵母产生的p-半乳糖苷酶活性来判断各水样有机污染物的雌激素样活性；对刚断乳处于生长发育期的小鼠腹腔注射染毒,3天后处死取子宫,称重量计算子宫体重比,然后制石蜡切片,HE染色观察子宫组织的形态,包括子宫内膜厚度、子宫腺体数量,免疫组化染色观察ERa的表达与分布,图像分析系统测量各项指标,比较各组差别。4.采用美国环境保护署（United States Environmental Protection Association,USEPA）健康风险评价四步法,结合本研究的毒理学实验结果,对郑州市某污水处理厂用作景观用水的新老工艺再生水中微量有机污染物进行健康风险评价。在评价过程中,为使不同毒理学实验所取得的实验指标能够相互比较利用,可将苯酚作为“通用标准”,把有机污染物的毒性作用强度转换为同作用强度的苯酚浓度,用以评价剂量-效应关系。结果1.从活性污泥中分离出一株PAEs高效降解菌,经鉴定确定属于假单胞菌属,其能以PAEs为唯一碳源和能量来源,底物浓度是降解PAEs最为主要的因素,温度次之,pH影响最小；最佳条件为：pH8.0,温度23℃。2.郑州市混合型城市污水中所含的有机污染物中确定的有苯乙烯、枯烯、a-甲基苯乙烯、3-乙基苯乙烯、4-乙基苯乙烯、1,3-二乙烯苯、邻苯二甲酸二丁酯和邻苯二甲酸丁苄酯。各种有机物的GC-MS吸收峰面积随处理工艺的加深而呈逐渐降低态势,新技术出水有机提取物的各种有机物峰面积均低于老工艺三级出水。3.在与原水浓度相比浓缩100倍时,各个水样间有机提取物对发光菌的发光抑制率均有显着性差异（F=222.535,P<0.001）,老工艺二级出水、三级出水和新技术出水中的有机提取物对发光菌的抑光率也存在显着性差异。同样在浓缩100倍时,蚕豆根尖微核试验可见,与进水有机提取物相比,DMSO、新技术出水和三级出水有机提取物染毒的蚕豆根尖长度明显比进水长,颜色无明显变黄,发育良好,二级出水有机提取物染毒的蚕豆根尖外观与进水组近似。各水样有机提取物的蚕豆根尖细胞微核率之间的差异具有显着性（F=42.526,P<0.001）,各组间两两比较可以发现,DMSO组和新技术出水组与阴性对照组的差异不具有显着性（P>0.05）,而与新技术出水组相比,二级出水和进水与其差异具有显着性（P<0.05）,二级出水和进水组之间也存在显着性差异（P<0.05）。人外周血淋巴细胞单细胞凝胶电泳试验可见,在荧光显微镜下,细胞DNA呈桔黄色,正常的呈圆团形,损伤的细胞DNA形成彗星样的拖尾现象,彗尾指向阳极,各水样染毒人外周血淋巴细胞产生彗星的尾长和拖尾率在各组间均有差异（F值分别为243.535和148.623,P<0.001）,与阴性对照组比较,进水、二级出水染毒人外周血淋巴细胞产生彗星的尾长和拖尾率均高于阴性对照组（P<0.01）,与进水比较,二级出水、三级出水染毒人外周血淋巴细胞产生彗星的尾长和拖尾率均低于进水（P<0.01）,与二级出水比较,三级出水产生彗星的拖尾率低于二级出水（P<0.01）。在重组基因酵母检测中,新技术出水有机提取物处理的酵母在浓缩1000倍时表现出β-半乳糖苷酶活性,而三级出水、二级出水和进水都为500倍,相同条件下的β-半乳糖苷酶活性,新技术出水组<三级出水组<二级出水组<进水组。小鼠子宫增重实验中,具有显着性差异的只有进水有机提取物油溶液原液组和阴性对照组之间的比较（P<0.05）,其它各水样组之间皆无显着性差异存在小鼠子宫切片HE染色,与阴性对照组相比,三级出水有机提取物油溶液原液、二级出水和进水的原液和1/4稀释度组粘膜厚度增加（P<0.05）,新技术出水组的内膜增厚并不显着（P>0.05）,且在原液水平的比较上新技术出水组的内膜增厚与三级出水、二级出水以及进水都不同（P<0.05）。子宫腺体数的比较,新技术出水有机物油溶液原液组与其它水样原液组相比都存在显着性差异（P<0.05）,二级出水原液组与进水原液组相比差异不显着（P>0.05）,但进水原液稀释至1/16时出现显着性差异（P<0.05）。免疫组化染色后测量阳性细胞的平均光密度可发现,只有进水有机提取物油溶液的原液组与阴性对照组有显着性差异（P<0.05）,三种出水的原液组与进水组比较没有显着性差异（P>0.05）,稀释以后却存在显着性差异（P<0.05）。4.健康风险评价结果显示,作为景观用水回用,新技术出水微量有机污染物的终生健康风险为3.912×10-12,个体健康年风险为5.589×10-14：三级出水持久性有机物的终生健康风险为1.566×10-10,个体健康年风险为2.237×10-13。相比于风险最大可接受水平10-6/a,无论是新技术出水还是三级出水的微量有机污染物的健康风险都处在可忽略的水平范围之内。新技术出水的风险值比三级出水要小的多。结论1.郑州市混合型城市污水中所含的微量有机污染物由苯乙烯及其衍生物和邻苯二甲酸酯类两大类构成。老工艺能大幅去除污水中微量有机污染物,但新技术的去除效果更为明显。2.郑州市混合型城市污水中所含的微量有机污染物在一定的浓度条件下表现出急性毒性作用、遗传毒性和雌激素样活性,说明其出水在回用时具有潜在的健康风险。污水经处理后,老工艺二级出水和三级出水中微量有机污染物的毒性作用显着减轻,新技术与之相比对其出水中微量有机污染物的毒性作用要轻微的多。3.用作景观用水,郑州市五龙口污水处理厂的三级出水的微量有机污染物风险度较小,而新技术出水的风险度比三级出水要小一个数量级,新技术出水在回用时具有很高的安全性。
二、用蚕豆根尖微核监测技术对污染源进行生物毒性测试（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、用蚕豆根尖微核监测技术对污染源进行生物毒性测试（论文提纲范文）
（1）天然矿物材料改性及其修复铬污染土壤效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 铬对环境污染现状 |
| 1.1.1 铬的产生及价态转化 |
| 1.1.2 铬的形态及危害 |
| 1.1.3 我国城市铬废物来源及对环境污染状况 |
| 1.2 铬污染土壤修复技术 |
| 1.2.1 植物修复技术 |
| 1.2.2 微生物修复技术 |
| 1.2.3 化学还原技术 |
| 1.2.4 固化/稳定化技术 |
| 1.3 矿物材料修复铬污染土壤研究进展 |
| 1.3.1 矿物材料有机改性 |
| 1.3.2 矿物材料无机改性 |
| 1.4 土壤修复效果的评价 |
| 1.4.1 形态分析法 |
| 1.4.2 浸出毒性浸出方法 |
| 1.4.3 蚕豆生物毒性评价 |
| 1.4.4 蚯蚓急性毒性评价 |
| 1.5 研究的目的和意义 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 不同矿物材料对土壤中Cr(Ⅵ)修复性能的研究 |
| 2.1 实验材料和设备 |
| 2.2 天然矿物材料去除水溶液六价铬的实验方法 |
| 2.3 天然矿物材料修复土壤中六价铬的实验方法 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 矿物材料的表面性质分析 |
| 2.4.2 矿物材料对水溶液中六价铬去除能力 |
| 2.4.3 pH对天然矿物材料去除溶液中六价铬效果的影响 |
| 2.4.4 矿物材料固定污染土壤中铬 |
| 2.4.5 矿物材料对土壤pH影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 硫化亚铁改性蒙脱石复合材料的制备及其对溶液中Cr(Ⅵ)去除效果研究 |
| 3.1 实验材料和设备 |
| 3.2 改性材料的制备工艺 |
| 3.2.1 材料的制备装置 |
| 3.2.2 改性材料的制备过程 |
| 3.3 改性材料的表征方法 |
| 3.4 改性材料吸附实验方法 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 材料的表征分析 |
| 3.5.2 pH对改性材料去除六价铬效果的影响 |
| 3.5.3 FeS负载量对改性材料去除六价铬效果的影响 |
| 3.5.4 制备工艺对改性材料去除Cr(Ⅵ)效果的影响 |
| 3.5.5 改性蒙脱石对水溶液中六价铬的去除效果动力学 |
| 3.5.6 反应过程中pH和ORP变化 |
| 3.5.7 改性材料去除六价铬的反应机理 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 硫化亚铁改性蒙脱石复合材料修复土壤Cr(Ⅵ)的效果研究 |
| 4.1 实验材料及仪器设备 |
| 4.2 土壤样品理化性质的测定 |
| 4.3 铬污染土壤修复小试实验 |
| 4.4 土壤金属形态分析 |
| 4.5 浸出毒性分析 |
| 4.6 结果与讨论 |
| 4.6.1 改性材料对土壤中六价铬的修复性能 |
| 4.6.2 毒性浸出实验 |
| 4.6.3 改性材料添加量对土壤中六价铬修复性能的影响 |
| 4.6.4 土壤中铬的形态分析 |
| 4.6.5 pH对土壤修复效果影响 |
| 4.6.6 改性材料修复Cr(Ⅵ)土壤稳定化机制 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 硫化亚铁改性蒙脱石复合材料修复土壤Cr(Ⅵ)的生物毒性评价 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 生物毒性评价试剂与材料 |
| 5.1.2 六价铬污染土壤生物毒性评价方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 蚕豆微核法评价Cr(Ⅵ)污染土壤修复效果 |
| 5.2.2 赤子爱胜蚯引生物毒性评价Cr(Ⅵ)污染土壤修复效果 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者及导师介绍 |
| 附件 |
（2）榆林国家能源化工基地环境污染风险源定量解析及特征污染物生物强化修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 榆林国家能源化工基地概况 |
| 1.2 国内外能源化工区典型污染物污染现状 |
| 1.2.1 多环芳烃污染现状 |
| 1.2.2 重金属污染现状 |
| 1.3 污染物环境风险水平的分析方法与模型 |
| 1.3.1 污染物的生态风险分析 |
| 1.3.2 人群暴露于污染物的健康风险分析 |
| 1.4 环境污染物来源的定量、定性解析技术 |
| 1.4.1 污染物源解析受体模型原理 |
| 1.4.2 受体模型在多环芳烃和重金属源解析的应用 |
| 1.4.3 现有模型存在的缺陷 |
| 1.5 多环芳烃生物修复研究进展 |
| 1.5.1 多环芳烃污染修复技术 |
| 1.5.2 环境中多环芳烃污染的微生物降解研究进展 |
| 1.5.3 微生物降解多环芳烃的酶系研究进展 |
| 1.6 研究目的与意义 |
| 1.7 研究内容及技术路线 |
| 2 榆林国家能源化工基地环境风险危害识别 |
| 2.1 采样点的布设 |
| 2.1.1 地表水体采样点布设 |
| 2.1.2 表层土壤采样点布设 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料 |
| 2.2.2 检测、分析方法 |
| 2.2.3 质量保证与质量控制(QA/QC) |
| 2.2.4 数据处理与分析 |
| 2.3 基地内地表水体不同污染物的分布特征 |
| 2.3.1 水体中COD、pH、NH_4~+-N、TP、重金属污染特征 |
| 2.3.2 多环芳烃分布特征 |
| 2.3.3 地表水污染物分布聚类分析 |
| 2.4 土壤中不同污染物分布特征 |
| 2.4.1 土壤多环芳烃分布及来源定性鉴别 |
| 2.4.2 土壤重金属的分布 |
| 2.4.3 有机氯农药在不同类型土壤中的环境归宿 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 榆林国家能源化工基地环境风险表征 |
| 3.1 基于环境质量的水体多环芳烃风险分析 |
| 3.2 环境土壤生态风险水平分析 |
| 3.2.1 生态风险分析模型及相关参数选择 |
| 3.2.2 土壤中多环芳烃生态风险水平分析 |
| 3.2.3 土壤中重金属生态风险水平分析 |
| 3.3 环境土壤人群健康暴露风险分析 |
| 3.3.1 基地土壤暴露剂量 |
| 3.3.2 土壤多环芳烃和重金属毒性评估 |
| 3.3.3 土壤多环芳烃和重金属风险定量表征 |
| 3.3.4 不确定性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 风险源定量识别模型构建及应用 |
| 4.1 风险源定量识别模型评估程序构建 |
| 4.2 污染源解析耦合模型选择 |
| 4.2.1 PCA-MLR模型 |
| 4.2.2 PMF模型 |
| 4.2.3 基地半焦化污染源成分谱特征对照 |
| 4.2.4 PCA-MLR与PMF模型对比 |
| 4.3 风险源贡献计算方法 |
| 4.3.1 人群健康暴露风险贡献模型计算过程 |
| 4.3.2 生态风险模型计算过程 |
| 4.4 基地风险源贡献定量表征结果 |
| 4.4.1 多环芳烃来源对健康风险的贡献 |
| 4.4.2 土壤重金属污染源解析 |
| 4.4.3 重金属污染源对生态和人类健康风险的贡献 |
| 4.4.4 风险源定量识别模型优缺点 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 特征污染物的生物强化修复方法研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 材料 |
| 5.1.2 方法 |
| 5.2 芘降解菌筛选与鉴定 |
| 5.2.1 菌株筛选 |
| 5.2.2 菌株鉴定 |
| 5.3 芘的生物降解特性 |
| 5.3.1 菌株Rhodococcus ruber L9对芘的降解效率 |
| 5.3.2 芘诱导下菌株Rhodococcus ruber L9加氧酶活性 |
| 5.3.3 芘诱导下菌株Rhodococcus ruber L9粗酶分子量的演变 |
| 5.4 芘的生物强化降解方法 |
| 5.5 铁离子对芘生物降解的驱辅机制 |
| 5.5.1 铁离子对菌株L9加氧酶活性的影响 |
| 5.5.2 铁离子在反应体系内的价态变化 |
| 5.5.3 粗酶的分子量演变规律 |
| 5.5.4 电子受体驱辅芘生物降解的机制 |
| 5.6 芘生物降解后的毒性风险水平削减效果 |
| 5.7 菌剂环境安全性分析 |
| 5.7.1 菌剂对临床常用抗生素的耐药性评价 |
| 5.7.2 菌剂及其生长代谢产物遗传毒性评价 |
| 5.8 本章小节 |
| 6 结论与建议 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 建议及不足之处 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间主要成果 |
（3）复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株修复及微核技术检测研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| 1 文献综述 |
| 2、引言 |
| 3、材料与方法 |
| 3.1 供试材料 |
| 3.2 试验设计 |
| 3.2.1 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株生理特性的修复 |
| 3.2.2 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株土壤生理生态的修复试验 |
| 3.2.3 烟株解剖结构和气孔数量的观察试验 |
| 3.2.4 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株生长及化学成分含量的修复试验 |
| 3.2.5 蚕豆根尖细胞微核技术检测复合菌肥对植烟土壤中残留二氯喹啉酸降解影响的试验 |
| 3.3 测定项目与方法 |
| 3.3.1 烟株生理指标的测定 |
| 3.3.2 解剖结构和气孔的观察测定 |
| 3.3.3 土壤生理生态指标的测定 |
| 3.3.4 烟株生长和主要化学成分的测定 |
| 3.3.5 蚕豆根尖细胞微核技术检测复合菌肥对土壤中残留二氯喹啉酸降解效果的测定 |
| 3.4 数据处理 |
| 4 结果与分析 |
| 4.1 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株生理特性的修复 |
| 4.1.1 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株防御酶活性及MDA含量的修复 |
| 4.1.2 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株活性氧和抗氧化率的修复 |
| 4.1.3 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株解毒指标的修复 |
| 4.1.4 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株硝酸还原酶和蔗糖转化酶活性的修复 |
| 4.1.5 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株蛋白质及核酸含量的修复 |
| 4.1.6 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株叶绿素荧光参数的修复 |
| 4.1.7 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株光合特性的修复 |
| 4.2 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株根际土壤生理生态的修复 |
| 4.2.1 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株根际土壤物理特性的修复 |
| 4.2.2 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株根际土壤酶活性的修复 |
| 4.2.3 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株根际土壤微生物数量及微生物量碳、氮的修复 |
| 4.3 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株解剖结构的修复 |
| 4.3.1 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株茎尖解剖结构的修复 |
| 4.3.2 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株上部叶片解剖结构的修复 |
| 4.3.3 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株根尖解剖结构的修复 |
| 4.3.4 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株上部叶片下表皮气孔数量的修复 |
| 4.4 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株生长的修复 |
| 4.4.1 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株抑制率的修复 |
| 4.4.2 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株生物量的修复 |
| 4.4.3 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株农艺性状的修复 |
| 4.5 复合对二氯喹啉酸危害烟株打顶后生长和化学成分含量的修复 |
| 4.5.1 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株打顶后生物量的修复 |
| 4.5.2 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株打顶后农艺性状的修复 |
| 4.5.3 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株根系活力的修复 |
| 4.5.4 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株打顶后烤后烟叶化学成分的修复 |
| 4.6 蚕豆根尖细胞微核技术检测复合菌肥对植烟土壤中残留二氯喹啉酸降解的影响 |
| 4.6.1 蚕豆根尖细胞微核形态观察 |
| 4.6.2 蚕豆根尖细胞MCN检测复合菌肥对植烟土壤中残留二氯喹啉酸降解的影响 |
| 4.6.3 蚕豆根尖细胞PI检测复合菌肥对植烟土壤中残留二氯喹啉酸降解的影响 |
| 4.6.4 蚕豆根尖细胞MI检测复合菌肥对植烟土壤中残留二氯喹啉酸的降解的影响 |
| 4.6.5 蚕豆生物量检测复合菌肥对植烟土壤中残留二氯喹啉酸降解的影响 |
| 4.6.6 蚕豆SOD活性检测复合菌肥对植烟土壤中残留二氯喹啉酸的降解影响 |
| 4.6.7 蚕豆CAT活性检测复合菌肥对植烟土壤中残留二氯喹啉酸的降解影响 |
| 4.6.8 蚕豆APX活性检测复合菌肥对植烟土壤中残留二氯喹啉酸降解的影响 |
| 4.6.9 蚕豆MDA含量检测复合菌肥对植烟土壤中残留二氯喹啉酸降解的影响 |
| 4.6.10 蚕豆相对电导率检测复合菌肥对植烟土壤中残留二氯喹啉酸降解的影响 |
| 5.结论与讨论 |
| 5.1 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株抗氧化酶系统、活性氧及脂膜氧化水平的修复 |
| 5.2 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株生长特性的修复 |
| 5.3 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株绿素荧光参数及光合性能的修复 |
| 5.4 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株根际土壤生理生态的修复 |
| 5.5 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株解剖结构的修复 |
| 5.6 复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株生长及化学成分含量的修复 |
| 5.7 蚕豆根尖细胞微核技术检测复合菌肥对烟草根际土壤中残留二氯喹啉酸的降解效果 |
| 参考文献 |
| ABSTRACT |
（4）苯酚的生物降解特性及兰炭废水中酚类有机物的现场处理效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 兰炭废水的特点及危害 |
| 1.1.1 兰炭废水的特点及来源 |
| 1.1.2 兰炭废水与焦化废水的异同 |
| 1.1.3 兰炭废水的危害 |
| 1.2 兰炭废水处理技术研究进展 |
| 1.2.1 兰炭废水处理国内外研究进展 |
| 1.2.2 兰炭废水处理技术 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 2.研究及分析方法 |
| 2.1 研究材料 |
| 2.1.1 废水来源 |
| 2.1.2 实验试剂 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.1.4 培养基配制 |
| 2.2 分析测试方法 |
| 2.2.1 4-氨基安替比林法测定苯酚浓度 |
| 2.2.2 气相色谱法测定酚类物质 |
| 2.2.3 纳氏试剂光度法测定氨氮浓度 |
| 2.2.4 重铬酸钾法测定化学需氧量 |
| 2.2.5 苯酚降解菌的筛选 |
| 2.2.6 比浊度法测定微生物生长曲线 |
| 2.2.7 污水组合处理工艺 |
| 2.2.8 蚕豆根尖细胞微核实验分析遗传毒性 |
| 3.苯酚降解菌株的筛选与鉴定 |
| 3.1 苯酚降解菌株的筛选 |
| 3.2 筛选菌株的16SrDNA鉴定 |
| 3.3 本章小结 |
| 4.兰炭废水苯酚生物降解特性分析 |
| 4.1 苯酚降解菌对苯酚耐受程度 |
| 4.2 菌株复合对苯酚降解效果的影响 |
| 4.3 pH对苯酚降解效果的影响 |
| 4.4 温度对苯酚降解效果的影响 |
| 4.5 外加碳源共基质对苯酚降解效果的影响 |
| 4.6 外加氮源共基质及碳氮比对苯酚降解效果的影响 |
| 4.7 本章小结 |
| 5.兰炭废水的预处理及苯酚降解菌处理效果 |
| 5.1 兰炭废水的预处理 |
| 5.1.1 萃取法除苯酚 |
| 5.1.2 化学沉淀法除氨氮 |
| 5.2 苯酚降解菌对预处理兰炭废水的实际处理能力 |
| 5.3 本章小结 |
| 6.兰炭废水“物化-生化”组合处理及综合遗传毒性分析 |
| 6.1 组合处理工艺对兰炭废水中酚类有机物的去除效果 |
| 6.2 苯酚的遗传毒性与细胞毒性分析 |
| 6.3 兰炭废水综合遗传毒性分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7.结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士学位期间发表的论文 |
（7）四川古蔺河水质的生物毒性评价（论文提纲范文）
| 1 前言 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 水样来源 |
| 1.3 实验方法 |
| 1.3.1 蚕豆根尖微核试验方法 |
| 1.3.2 玉米种子萌发毒性试验 |
| 1.3.3 数据处理 |
| 2 结果与分析评价 |
| 2.1 蚕豆微核试验毒性测试结果 |
| 2.2 玉米种子萌发测试结果 |
| 2.3 水质指数与生物毒性测试结果的相关性分析 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（8）利用蚕豆根尖微核检测技术监测校园水质（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 水样采集 |
| 1.3 试验方法 |
| 1.3.1 消毒 |
| 1.3.2 浸种催芽 |
| 1.3.3 根尖细胞固定 |
| 1.3.4 染色制片 |
| 1.3.5 常规镜检 |
| 1.4 微核计数标准 |
| 1.5 数据统计处理与污染程度划分标准 |
| 1.5.1 细胞微核千分率 (MCN‰) 和污染指数PI的计算 |
| 1.5.2 污染程度划分标准 |
| 2 结果及分析 |
| 3 结论 |
（9）某地区水环境遗传毒性监测和风险评估（论文提纲范文）
| 目录 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 遗传毒性检测技术概况 |
| 1.1.1 遗传毒性检测技术发展史简介 |
| 1.1.2 遗传毒性检测技术的优点和应用 |
| 1.2 基因突变试验 |
| 1.2.1 Ames试验 |
| 1.2.2 SOS/umu试验 |
| 1.2.3 TK基因突变检测方法简介 |
| 1.2.4 转基因哺乳动物突变试验 |
| 1.3 检测DNA损伤 |
| 1.3.1 彗星试验 |
| 1.3.2 UDS试验(Unscheduled DNA Synthesis) |
| 1.4 染色体损伤试验 |
| 1.4.1 姐妹染色单体交换试验(sister-chromatid exchange,SCE) |
| 1.4.2 染色体畸变试验(chromosome aberration,CA) |
| 1.4.3 微核试验(Micronucleus) |
| 1.5 研究目的和意义 |
| 第二章 水环境的遗传毒性检测—人外周血淋巴细胞微核试验 |
| 2.1 研究地区选择和采样点布设 |
| 2.1.1 研究地区选择 |
| 2.1.2 采样点位的布设 |
| 2.2 水样品的采集和前处理 |
| 2.2.1 样品的采集 |
| 2.2.2 水样的前处理 |
| 2.3 检测方法 |
| 2.3.1 试剂和仪器 |
| 2.3.2 操作步骤 |
| 2.4 微核判断与计数 |
| 2.4.1 微核判断 |
| 2.4.2 微核计数与统计分析方法 |
| 2.4.3 质量控制 |
| 2.5 结果与分析 |
| 2.5.1 测试质量分析 |
| 2.5.2 微核实验结果(2011年) |
| 2.5.3 微核试验结果(2012年) |
| 2.5.4 2011年和2012年微核检测结果对比 |
| 2.5.5 近岸浅层地下水和远岸浅层地下水的微核率及PI值对比 |
| 2.6 讨论 |
| 第三章 水环境遗传毒性监测-SOS/umu试验 |
| 3.1 研究地区选择和采样点布设 |
| 3.2 水样品的采集和前处理 |
| 3.3 检测方法 |
| 3.3.1 试剂和仪器 |
| 3.3.2 质量控制 |
| 3.3.3 SOS/umu试验的检测方法 |
| 3.4 数据统计方法 |
| 3.4.1 用下式计算β-半乳糖甘酶诱导活性(IU值) |
| 3.4.2 浅层地下水的致癌风险计算方法 |
| 3.5 结果与分析 |
| 3.5.1 2011年水样的IU值及R值结果 |
| 3.5.2 2011年水环境样品的4-NQO等当量毒性 |
| 3.5.3 近岸浅层地下水和远岸浅层地下水的4-NQO等当量值 |
| 3.5.4 2011年水环境样品的致癌风险 |
| 3.5.5 2011年浅层地下水R值与致癌风险的比较 |
| 3.6 微核试验结果与SOS/umu试验结果的相关性分析 |
| 3.6.1 2011和2012年浅层地下水微核PI值与R值的对比 |
| 3.6.2 2011年浅层地下水PI值与TEQ_(4-NQO)值的相关性分析 |
| 3.6.3 2012年浅层地下水PI值与TEQ_(4-NQO)值的相关性分析 |
| 3.7 讨论 |
| 3.7.1 umu试验与其他文献比较 |
| 3.7.2 umu结果讨论 |
| 3.7.3 微核试验结果和umu试验结果的相关性讨论 |
| 3.8 研究的局限性讨论 |
| 第四章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附件一 |
| 附件二 |
| 附件三 |
| 附件四 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 个人简历 |
（10）混合型城市污水再生水中微量有机污染物健康风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 图和附表清单 |
| 符号说明 |
| 引言 |
| 第一部分 混合型城市污水微量有机污染物去除工艺 |
| 一 混合型城市污水新老处理工艺介绍 |
| 1 城市污水处理工艺简介 |
| 2 郑州市某污水处理厂现有处理工艺 |
| 3 混合型城市污水深度处理及资源化集成技术 |
| 二 新老工艺中高效降解菌对PAEs生物降解作用研究 |
| 1 材料与方法 |
| 2 结果 |
| 3 讨论 |
| 三 新老工艺对混合型城市污水微量有机污染物的去除效果比较 |
| 1 材料与方法 |
| 2 结果 |
| 3 讨论 |
| 第二部分 混合型城市污水有机提取物的毒理学实验研究 |
| 一 两种污水处理工艺出水有机提取物的急性毒性研究 |
| 1 材料与方法 |
| 2 结果 |
| 3 讨论 |
| 二 两种污水处理工艺出水有机提取物的遗传毒性研究 |
| 1 材料与方法 |
| 2 结果 |
| 3 讨论 |
| 三 两种污水处理工艺出水有机提取物的雌激素样作用研究 |
| 1. 材料与方法 |
| 2 结果 |
| 3. 讨论 |
| 第三部分 混合型城市污水两种深度处理工艺再生水微量有机污染物健康风险评价 |
| 1 方法与材料 |
| 1.1 评价方法 |
| 1.2 评价材料 |
| 2 结果 |
| 2.1 危害鉴定 |
| 2.2 剂量-效应评估 |
| 2.3 暴露评估 |
| 2.4 风险表征 |
| 3 讨论 |
| 3.1 危害鉴定 |
| 3.2 剂量-效应评估 |
| 3.3 暴露评估 |
| 3.4 风险表征 |
| 3.5 有机提取物健康风险评价构想 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 附录A |
| 附录B |
| 个人简历 在学期间发表的学术论文和研究成果 |
| 致谢 |
四、用蚕豆根尖微核监测技术对污染源进行生物毒性测试（论文参考文献）
- [1]天然矿物材料改性及其修复铬污染土壤效果研究[D]. 李小飞. 北京化工大学, 2019(06)
- [2]榆林国家能源化工基地环境污染风险源定量解析及特征污染物生物强化修复研究[D]. 刘静. 西安建筑科技大学, 2018(02)
- [3]复合菌肥对二氯喹啉酸危害烟株修复及微核技术检测研究[D]. 郭盘盘. 河南农业大学, 2016(06)
- [4]苯酚的生物降解特性及兰炭废水中酚类有机物的现场处理效果研究[D]. 周璐. 西安建筑科技大学, 2016(05)
- [5]微核技术在广西宜州城区水质监测中的应用研究[J]. 贺庆梅,王旭彤,谢彦军,黄承潇,杨晓清,李世标. 河池学院学报, 2016(02)
- [6]水体生物毒性检测技术研究进展综述[J]. 刘允,解鑫. 净水技术, 2013(05)
- [7]四川古蔺河水质的生物毒性评价[J]. 李杭芬,周丽蓉,何庆,李忆雯. 生态经济, 2013(07)
- [8]利用蚕豆根尖微核检测技术监测校园水质[J]. 黄雅琴,李尽哲,王伟,刘敏杰. 信阳农业高等专科学校学报, 2013(02)
- [9]某地区水环境遗传毒性监测和风险评估[D]. 潘丽波. 中国环境科学研究院, 2013(01)
- [10]混合型城市污水再生水中微量有机污染物健康风险评价[D]. 李博. 郑州大学, 2014(06)