一、蚕豆根尖微核试验检测游离余氯的致突变性（论文文献综述）
姜兵琦[1]（2020）在《吡唑酮类药物在紫外/氯胺消毒过程中的降解行为及遗传毒性变化规律的研究》文中认为吡唑酮药物是一类典型的消炎镇痛药物,在治疗人类疾病过程中被广泛应用,由此导致其在水环境中被频繁检出,对人体健康及生态环境构成潜在威胁。传统的水处理工艺对药物类污染去除效果并不显着,因此近年来各种基于高级氧化工艺发展而来的消毒工艺为痕量药物类污染物的去除拓宽了途径。其中,UV/氯胺耦合工艺由于其去除痕量有机微污染物的高效性,引起了越来越多研究者的关注。本研究以三种广泛使用的吡唑酮类药物（异丙基安替比林（PRP）、氨基比林（AMP）与安替比林（ANT））为研究对象,探究了其在UV/氯胺消毒过程中的降解效能并确定反应速率常数,降解路径及遗传毒性变化。研究结果显示,黑暗条件下氯胺几乎不能降解吡唑酮类药物,单独UV可以在一定程度上降解吡唑酮类药物,而UV/氯胺耦合工艺以较高反应速率有效降解吡唑酮类药物,其假一级反应速率常数分别为kobs（PRP）=0.0594 min-1、kobs（AMP）=0.2761 min-1、kobs（ANT）=0.0400 min-1。通过淬灭实验和探针实验发现,氯自由基在PRP去除中起主要贡献,羟基自由基在AMP去除中起主要贡献,而直接光降解在ANT的降解中起主要贡献。另外,氨基自由基验证实验表明,氨基自由基对吡唑酮类药物的降解几乎没有贡献。吡唑酮类药物在UV/氯胺体系中的降解速率随着p H的升高而不断降低。随着一氯胺浓度的增加,PRP、AMP和ANT的降解速率逐渐升高且在高浓度（0.2-0.5 m M）范围内到达一个平台期。水体中的重碳酸盐离子、氯离子和自然水体中有机污染物的存在均会对吡唑酮类药物的降解产生不同程度的抑制作用。基于前线分子轨道理论,对吡唑酮类药物的主要反应位点进行计算,结合LC/MS/MS检测到的吡唑酮类药物降解的过渡态产物,发现三种药物降解的共同途径为羟基化、去乙酰基化和脱苯环反应。较为特殊的是,氯取代反应仅发生在PRP和ANT的降解过程中,而连续的去甲基化反应仅发生在AMP的降解过程中。此外,基于蚕豆根尖遗传毒性微核实验得到的结果表明,UV/氯胺处理工艺在一定程度上可以降低吡唑酮类药物的遗传毒性。
张琴文[2]（2018）在《石墨烯与磺胺嘧啶单一及复合污染的毒性效应研究》文中研究表明为评估生态环境中碳纳米材料与抗生素的生物安全性,选取了碳纳米材料中的氧化石墨烯（graphene oxide,GO）与还原性氧化石墨烯（reduced graphene oxide,rGO）和抗生素中的磺胺嘧啶（Sulfadiazine,SD）作为供试药物,探究石墨烯与磺胺嘧啶单一及复合污染的毒性效应。利用改良hummers方法制备氧化石墨烯,用化学还原法制备还原性氧化石墨烯。制得的材料用场发射扫描电子显微镜（FESEM）、透射电子显微镜（TEM）、X射线衍射（XRD）、拉曼光谱进行表征。结果表明,该方法可成功制得水相条件下稳定分散的GO与rGO。通过表征发现,GO被水合肼还原成rGO后,其sp3杂化碳原子脱氧后重新构成新的sp2杂化碳原子区域,使表面缺陷增多,边缘效应增加,晶体层间距减小,层数变少。通过蚕豆微核试验,研究GO、rGO与SD单一及复合污染对蚕豆根尖细胞微核的影响。结果表明:（1）GO、rGO、SD作用于蚕豆根尖细胞时,能诱发出微核效应,细胞微核千分率均明显高于对照组,差异显着（P<0.05）,随染毒浓度的增大,微核千分率均呈现先增加后减少的趋势。（2）GO、rGO作用于蚕豆时,微核千分率与微核指数随浓度变化规律相似;GO除200 mg/L浓度组外,其它6个浓度组的微核千分率与微核指数均大于rGO。（3）GO-SD复合与rGO-SD复合的微核千分率均高于对照组,差异显着（P<0.05）;GO-SD复合污染对蚕豆根尖细胞的微核千分率均大于GO、SD单一污染,rGO-SD复合污染对蚕豆根尖细胞的微核千分率高于rGO单一污染,差异显着（P<0.05）;低于SD单一污染;微核指数的变化与微核千分率保持一致。利用发光细菌法,研究GO、rGO与SD单一及复合污染对明亮发光杆菌的毒性影响。结果表明:（1）GO、rGO、SD分别作用于明亮发光杆菌时均能影响其发光反应,不同浓度GO、rGO、SD对发光细菌有不同的毒性强度和毒性等级,且随着GO、rGO、SD处理浓度的升高,相对发光强度降低。（2）在实验范围内,相同浓度作用时（5 mg/L除外）,GO、rGO与SD对明亮发光杆菌的相对发光强度大小为SD>rGO>GO;发光抑制率的大小为GO>rGO>SD。（3）GO-SD复合影响明亮发光杆菌发光。GO-SD复合污染与单一污染对明亮发光杆菌的毒性不同,GO-SD复合污染组对发光菌的相对发光强度大于GO单一污染,小于SD单一污染;抑制率大于SD单一污染,小于GO单一污染。（4）rGO-SD复合能对明亮发光杆菌发光反应造成影响。rGO-SD复合污染与各自单一污染对明亮发光杆菌的毒性有差别,rGO-SD复合污染对发光菌的相对发光强度小于rGO、SD单一污染;抑制率大于rGO、SD单一污染。
唐雨晴[3]（2018）在《羧酸类药物在紫外/氯消毒过程中的转化行为与水质毒性变化研究》文中研究说明近年来,药物类污染物（pharmaceuticals,PhACs）在环境中的暴露频率和暴露水平逐渐提高,对于人体健康的潜在威胁引起了世界各国学者的广泛关注。常规水处理工艺中的混凝、沉淀和过滤环节不能有效地去除原水中的PhACs,氯化消毒工艺是国内外应用最广泛的饮用水消毒方式,能够有效地降解水体的PhACs。同单独氯化消毒相比,紫外/氯化消毒工艺对水中微量药物的去除机制更加复杂,但目前国内外在此方面所开展的研究工作还非常有限,因此研究紫外/氯消毒过程中PhACs的反应动力学、降解途径和水质毒性有着重要意义。本文选择两种羧酸类药物:降固醇酸（CA）和萘普生（NAP）作为目标药物,考察其在紫外/氯消毒过程中的动力学机制、影响因素、活性组分贡献与降解途径;测试了反应过程中水质遗传毒性的变化情况,进一步揭示PhACs在消毒过程中的转化行为和潜在的水质风险。研究结果表明,两种羧酸类药物均能被紫外/氯消毒工艺完全降解,降解过程符合假一级反应动力学模型,表观速率常数分别为kobs,CA=0.0447min-1,kobs,NAP=0.418 min-1。降解速率常数均随氯投量的增加而显着升高。溶液pH值对于两种目标药物的降解反应速率有着相似的影响规律,即酸性条件（pH<7）可以促进反应的进行,而在碱性条件（pH>7）下,反应会因活性组分的形态改变而受到抑制。其他反应条件如氯离子（cl-）、重碳酸盐（HC03-）等也会影响紫外/氯降解目标药物的速率。HCO3-轻微抑制CA的降解,但对NAP的降解无影响;Cl-对CA的降解无影响,但会显着促进NAP的降解。活性组分对紫外/氯降解目标药物的贡献研究发现,羟基自由基（·OH）在酸性条件下对CA的降解作用显着,而活性氯自由基（RCS）和紫外光解主要在中性和碱性溶液中主导CA的降解;氯氧化作用在酸性条件下主导NAP的降解,而RCS在碱性条件下主导NAP的降解。在紫外/氯降解目标药物过程中,芳氧基碳裂解,芳基卤素裂解和芳基环取代是CA的主要降解途径;脱甲基反应,乙酰化反应和脱羧基反应则是NAP的主要降解途径。受降解产物结构影响,紫外消毒降解CA的水质遗传毒性高于紫外/氯消毒工艺;氯化消毒工艺降解NAP的水质遗传毒性高于紫外/氯消毒工艺。
贾兴华[4]（2017）在《吡唑酮类药物在二氧化氯消毒过程中的转化行为与水质毒性研究》文中提出近年来,药物类污染物在水环境中被频繁检出,其对于人体健康的潜在威胁引起了世界各国的广泛关注。相比于常规饮用水处理工艺中的混凝、沉淀和过滤环节而言,消毒过程最能有效地去除原水中的药物类污染物。二氧化氯（ClO2）是一种替代液氯的绿色消毒剂,其优势在于氧化能力强,且几乎不产生氯消毒副产物。因此研究ClO2消毒过程中药物类污染物的反应动力学、降解途径和水质毒性有重要意义。本文选择三种被广泛使用的吡唑酮类药物,安替比林（ANT）、氨基比林（AMP）和异丙基安替比林（PRP）作为研究对象,探究ClO2消毒过程中目标药物的降解效能并确定了反应级数和反应速率常数;鉴定了主要降解产物并推断出降解途径;测试了反应过程中水质遗传毒性的变化情况。研究结果表明,三种吡唑酮类药物均能有效地被ClO2降解,降解反应符合二级反应动力学模型,二级反应动力学速率常数分别为kapp（ANT）=4.8×10-1 M-1s-1,kapp（PRP）=11.0 M-1s-1,kapp（AMP）=（1.3 0±0.01）×l05 M-1s-1。溶液的 pH 值对于三种目标药物的降解反应速率有着相似的影响规律,即弱碱性（pH<9）条件可以促进反应的进行,而当pH>9时,反应速率会因C1O2的歧化反应而迅速减缓。通过模拟实际条件下的C102消毒过程发现,PRP和AMP均可在30 min接触时间内被有效降解,而ANT降解率不超过24.2%。三种药物与ClO2反应的主要活性基团是吡唑环上的C=C双键和C-N键。在ClO2亲电子攻击下,目标药物发生C=C双键断裂、吡唑环开环、乙酰基脱去等反应,生成结构相同或高度相似的降解产物。C1O2可以有效降低PRP和AMP体系的水质遗传毒性,但对ANT体系遗传毒性无明显降低效果。
郭盘盘[5]（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》文中研究指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。
买孜拉木·肉扎洪,麦合甫再木·阿不都热合曼,吾尔麦提汗·麦麦提明,谢仁娜依·甫拉提,艾尔肯·热合曼[6]（2014）在《利用蚕豆根尖细胞微核技术对新疆伊犁河水质检测》文中研究说明[目的]研究新疆伊犁河水域的不同位点的水质污染程度。[方法]利用蚕豆根尖微核技术对新疆伊犁河水域的30个水样进行动态监测和评价。[结果]各样点MCN‰和对照组相比差异极显着（P<0.01）,30个水样点中有12个水样点无污染（PI值在01.5）;10个水样点轻度污染（PI值在1.52.0）;8个水样点中度以上污染（PI值2.0以上）。[结论]新疆伊犁河水质受到不同程度的污染,部分区域中度以上污染,应及时加以治理。
李爱玲,贾盼[7]（2014）在《蚕豆根尖微核检测技术的应用与发展》文中认为对微核技术的研究进展进行了综述,主要从微核形成的机理、微核试验技术的发展历史及应用范围几个方面进行了阐述。希望有助于有关学者和工作人员全面了解微核试验技术,以便于本项技术的改进并拓展其应用范围。
潘丽波[8]（2013）在《某地区水环境遗传毒性监测和风险评估》文中研究指明[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。
陶红睿,杨宇娇,李宝葳,董娟,宋正蕊[9]（2012）在《某镇部分饮用井水污染状况研究》文中认为目的:对祥云县某镇饮用井水水质进行监测评价。方法:以大理州鹤庆县本地蚕豆为材料,应用蚕豆根尖微核检测技术,以祥云县某镇周边采集5个具有代表性的井水为样品进行监测评价。结果:1号、2号、3号、4号、5号水样诱发的微核千分率分别为8.25‰、6.61‰、8.24‰、4.17‰、3.61‰;其中1号、2号、3号水样为中污染,4号水样为轻污染,5号水样为基本没有污染。结论:该镇部分饮用井水存在一定的污染。
檀丽[10]（2010）在《蚕豆根尖微核、彗星实验应用于饮水遗传毒性监测的研究》文中研究指明目的:饮水中化学污染物种类繁多,常规理化检测不能充分反映饮水污染物混合暴露的健康风险。目前已用于饮水水质遗传毒性评价的短期生物毒性实验,在检测水质遗传毒性时,均需对水样进行浓缩。植物遗传毒性实验具有可原位监测环境混合物毒效应的优点。本研究通过采用蚕豆根尖微核实验、彗星实验分析饮水中重要遗传毒物消毒副产物（Disinfection by-products, DBPs）的遗传毒性,监测武汉某水厂源水和氯化消毒后饮水的遗传毒性,探讨蚕豆根尖微核实验、彗星实验应用于饮水遗传毒性原位监测的可行性。方法:1.应用蚕豆根尖微核实验、彗星实验技术对8种代表性DBPs进行遗传毒性评价,并将诱导阳性结果的剂量与已有文献报道的诱导阳性结果的最低剂量、饮水中已检测出的最高浓度水平及WHO限值进行比较,探讨蚕豆根尖微核、彗星实验用于饮水DBPs遗传毒性评价的可行性和敏感性。2.采集武汉某水厂源水和氯化消毒后的饮用水,每月一次,连续6个月,采用上述生物学方法分析水样的遗传毒性,同时进行理化性质监测。比较源水、出厂水和末梢水的遗传毒性,分析遗传毒性指标与理化指标监测结果的相关性,探讨蚕豆根尖微核、彗星实验应用于饮水遗传毒性原位监测的可行性。结果:1.蚕豆根尖微核实验可以检测出5种DBPs的遗传毒性,蚕豆根尖彗星实验对8种DBPs的遗传毒性均可检出,彗星实验出现阳性结果的最低剂量比微核实验低10到100倍。2.对于5种卤乙酸（HAAs）,蚕豆根尖彗星实验出现遗传毒性损伤的最低剂量比其他检测系统都要低;对于3种卤乙腈（HANs）,蚕豆根尖彗星实验出现阳性结果的最低剂量与Hela S3细胞彗星实验接近。3.在为期6个月的饮水遗传毒性原位监测中,未发现蚕豆根尖微核实验出现阳性结果;在蚕豆根尖彗星实验中,8月份出厂水和10月份的源水与阴性对照比较,差异有统计学意义。4.饮水各理化指标与遗传毒性指标监测结果间未发现相关性。结论:1.蚕豆根尖彗星实验对饮水中重要遗传毒物DBPs的遗传毒性检测具有较高的敏感性。2.生物毒性检测是饮水水质安全性监测的重要内容,不可用理化指标检测来代替。3.蚕豆根尖彗星实验应用于饮水遗传毒性原位监测,还需要进一步积累监测数据。
二、蚕豆根尖微核试验检测游离余氯的致突变性（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、蚕豆根尖微核试验检测游离余氯的致突变性（论文提纲范文）
（1）吡唑酮类药物在紫外/氯胺消毒过程中的降解行为及遗传毒性变化规律的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1.绪论 |
| 1.1 课题来源及背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题背景 |
| 1.2 水环境中药物类污染概述 |
| 1.2.1 水环境中药物类污染来源 |
| 1.2.2 水环境中药物类污染物的暴露水平 |
| 1.2.3 水环境中药物类污染物的毒性及危害 |
| 1.2.4 水环境中药物类污染物常规处理技术 |
| 1.3 三种目标药物药物概述 |
| 1.3.1 吡唑酮类药物的基本参数 |
| 1.3.2 氯氧化消毒对吡唑酮类药物的降解效能研究 |
| 1.3.3 二氧化氯消毒对吡唑酮类药物的降解研究 |
| 1.4 紫外/氯胺消毒工艺特点概述 |
| 1.4.1 氯胺的基本性质 |
| 1.4.2 氯胺消毒工艺的特点及发展 |
| 1.4.3 UV/氯胺工艺的特点及发展 |
| 1.5 本研究的研究意义与目的、内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究意义与目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2.材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 仪器和设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 动力学实验 |
| 2.2.2 自由基贡献实验 |
| 2.2.3 影响因素实验 |
| 2.2.4 降解产物实验 |
| 2.2.5 遗传毒性实验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 目标物浓度的测定 |
| 2.3.2 量子产率计算 |
| 2.3.3 反应活性位点分析 |
| 2.3.4 降解产物的测定 |
| 2.3.5 水质遗传毒性的测定 |
| 3.紫外/氯胺降解吡唑酮类药物的动力学研究 |
| 3.1 UV/氯胺降解PRP的效能及动力学研究 |
| 3.1.1 降解效能与反应速率常数的确定 |
| 3.1.2 初始药物浓度和氯胺投加量对PRP降解的影响 |
| 3.2 UV/氯胺降解AMP的效能及动力学研究 |
| 3.2.1 降解效能与反应速率常数的确定 |
| 3.2.2 初始药物浓度和氯胺投加量对AMP降解的影响 |
| 3.3 UV/氯胺降解ANT的效能及动力学研究 |
| 3.3.1 降解效能与反应速率常数的确定 |
| 3.3.2 初始药物浓度和氯胺投加量对ANT降解的影响 |
| 3.4 本章小节 |
| 4.UV/氯胺降解吡唑酮类药物活性组分贡献和影响因素研究 |
| 4.1 吡唑酮类药物与HO·反应的二级反应速率常数测定 |
| 4.2 UV/氯胺工艺降解吡唑酮类药物的活性组分和影响因素研究 |
| 4.2.1 惰性自由基RNS在吡唑酮类药物降解过程中的作用 |
| 4.2.2 活性自由基在吡唑酮类药物降解过程中的作用 |
| 4.3 不同pH条件下活性自由基对吡唑酮类药物降解贡献 |
| 4.3.1 不同pH条件下活性自由基对PRP降解的贡献规律研究 |
| 4.3.2 不同pH条件下活性自由基对AMP降解的贡献规律研究 |
| 4.3.3 不同pH条件下活性自由基对ANT降解的贡献规律研究 |
| 4.4 水体中共存物质对UV/氯胺降解吡唑酮类药物的影响研究 |
| 4.4.1 水中重碳酸盐对吡唑酮类药物降解的规律研究 |
| 4.4.2 水中氯离子对吡唑酮类药物降解的规律研究 |
| 4.4.3 水中腐殖酸对吡唑酮类药物降解的规律研究 |
| 4.4.4 真实水体中吡唑酮类药物降解的规律研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 5.UV/氯胺降解吡唑酮类药物的产物分析 |
| 5.1 基于量子化学计算的反应活性位点研究 |
| 5.2 吡唑酮类药物在UV/氯胺工艺中的降解途径研究 |
| 5.2.1 PRP在UV/氯胺工艺中的降解途径研究 |
| 5.2.2 AMP在UV/氯胺工艺中的降解途径研究 |
| 5.2.3 ANT在UV/氯胺工艺中的降解途径研究 |
| 5.3 UV/氯胺降解吡唑酮类药物的遗传毒性变化规律研究 |
| 5.3.1 PRP在UV/氯胺消毒前后水质遗传毒性 |
| 5.3.2 AMP在UV/氯胺消毒前后水质遗传毒性 |
| 5.3.3 ANT在UV/氯胺消毒前后水质遗传毒性 |
| 5.4 本章小节 |
| 6.结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A |
| 附录 B |
| 附录 C |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（2）石墨烯与磺胺嘧啶单一及复合污染的毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 石墨烯概述 |
| 1.2.1 石墨烯简介 |
| 1.2.2 石墨烯的制备与表征方法 |
| 1.2.3 石墨烯的毒性效应研究 |
| 1.3 磺胺类药物概述 |
| 1.3.1 磺胺类药物简介 |
| 1.3.2 磺胺类药物的毒性效应 |
| 1.4 毒性效应研究方法 |
| 1.4.1 微核试验 |
| 1.4.2 发光细菌法 |
| 1.5 论文研究内容 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第二章 石墨烯的制备与表征 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料与试剂 |
| 2.2.2 仪器与设备 |
| 2.2.3 制备方法 |
| 2.2.4 测试与表征 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 场发射扫描电镜表征分析 |
| 2.3.2 透射电镜表征分析 |
| 2.3.3 X射线衍射表征分析 |
| 2.3.4 拉曼光谱表征分析 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 石墨烯与磺胺嘧啶单一及复合污染的遗传毒性效应研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂与仪器 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 试验方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 微核镜检形态 |
| 3.3.2 GO、rGO、SD单一染毒对蚕豆根尖细胞的影响 |
| （1）GO单一染毒对蚕豆根尖细胞微核千分率和微核指数的影响 |
| （2）rGO单一染毒对蚕豆根尖细胞微核千分率和微核指数的影响 |
| （3）SD单一染毒对蚕豆根尖细胞微核千分率和微核指数的影响 |
| （4）GO与rGO对蚕豆根尖细胞微核千分率和微核指数的比较分析 |
| （5）GO、rGO与SD对蚕豆根尖细胞微核千分率和微核指数的比较分析 |
| 3.3.3 复合污染对蚕豆根尖细胞微核千分率和微核指数的影响 |
| （1）GO-SD复合污染对蚕豆根尖细胞微核千分率和微核指数的比较分析 |
| （2）rGO-SD复合污染对蚕豆根尖细胞微核千分率和微核指数的比较分析 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 石墨烯与磺胺嘧啶单一及复合污染对明亮发光杆菌的毒性效应研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂与仪器 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 试验方法 |
| 4.2.4 数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 参比毒物HgCl_2的检测 |
| 4.3.2 GO、rGO、SD单一污染对明亮发光杆菌的毒性影响 |
| （1）GO单一污染对明亮发光杆菌的毒性影响 |
| （2）rGO单一污染对明亮发光杆菌的毒性影响 |
| （3）SD单一污染对明亮发光杆菌的毒性影响 |
| （4）GO、rGO与SD对明亮发光杆菌毒性的比较分析 |
| 4.3.3 复合污染对明亮发光杆菌的毒性效应 |
| （1）GO-SD复合对明亮发光杆菌的毒性影响 |
| （2）rGO-SD复合对明亮发光杆菌的毒性影响 |
| 4.4 结论 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 本文的创新点 |
| 5.3 今后研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（3）羧酸类药物在紫外/氯消毒过程中的转化行为与水质毒性变化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题来源与背景 |
| 1.1.1 课题来源 |
| 1.1.2 课题背景 |
| 1.2 药物类污染物概述 |
| 1.2.1 药物类污染物的来源 |
| 1.2.2 药物类污染物的暴露水平 |
| 1.2.3 药物类污染物的毒性及危害 |
| 1.3 药物类污染物的常规处理技术 |
| 1.3.1 混凝、沉淀、过滤 |
| 1.3.2 膜分离工艺 |
| 1.3.3 活性炭吸附 |
| 1.4 饮用水消毒工艺的概述 |
| 1.4.1 氯化消毒工艺的原理 |
| 1.4.2 紫外消毒工艺的原理 |
| 1.4.3 紫外/氯消毒工艺的原理 |
| 1.5 本研究的意义与目的、研究内容和技术路线 |
| 1.5.1 研究意义与目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 目标药物的基本理化性质 |
| 2.1.3 试剂配制 |
| 2.1.4 实验仪器 |
| 2.2 实验过程 |
| 2.2.1 紫外/氯消毒降解目标药物的实验 |
| 2.2.2 紫外/氯消毒降解目标药物的活性组分贡献实验 |
| 2.2.3 紫外/氯消毒降解目标药物的影响因素实验 |
| 2.2.4 目标药物的降解产物实验 |
| 2.2.5 目标药物的水质遗传毒性实验 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 氯浓度的测定方法 |
| 2.3.2 目标药物浓度的检测方法 |
| 2.3.3 降解产物的鉴定方法 |
| 3 紫外/氯消毒降解羧酸类药物的反应动力学 |
| 3.1 紫外/氯消毒降解CA的动力学研究 |
| 3.1.1 紫外/氯消毒降解CA动力学机理效 |
| 3.1.2 紫外/氯消毒过程中氯投量对CA降解效能影响 |
| 3.2 紫外/氯消毒降解NAP的动力学研究 |
| 3.2.1 紫外/氯消毒降解NAP的动力学机理 |
| 3.2.2 紫外/氯消毒在不同氯投量下降解NAP的去除效能 |
| 3.3 小结 |
| 4 紫外/氯消毒降解羧酸类药物的活性组分和影响因素研究 |
| 4.1 紫外/氯消毒降解CA的活性组分贡献研究 |
| 4.1.1 不同pH对紫外/氯消毒降解CA的影响研究 |
| 4.1.2 紫外/氯消毒降解CA的活性组分贡献研究 |
| 4.2 紫外/氯消毒降解NAP的活性组分贡献研究 |
| 4.2.1 不同pH对紫外/氯消毒降解NAP的影响研究 |
| 4.2.2 紫外/氯消毒降解NAP的活性组分贡献研究 |
| 4.3 水中共存物质对紫外/氯消毒降解CA的影响研究 |
| 4.3.1 不同氯离子浓度对CA在紫外/氯消毒过程中的影响 |
| 4.3.2 不同浓度碳酸盐离子对CA在紫外/氯消毒过程中的影响 |
| 4.4 水中共存物质对紫外/氯消毒降解NAP的影响研究 |
| 4.4.1 不同浓度氯离子对NAP在紫外/氯消毒过程中的影响 |
| 4.4.2 不同浓度碳酸盐离子对NAP在紫外/氯消毒过程中的影响 |
| 4.5 小结 |
| 5 羧酸类药物在紫外/氯消毒过程中的降解路径和水质毒性变化研究 |
| 5.1 羧酸类药物在紫外/氯消毒过程中的降解路径 |
| 5.1.1 CA在紫外/氯消毒与紫外消毒过程中的产物鉴定和降解路径 |
| 5.1.2 紫外/氯消毒与氯化消毒降解NAP的产物鉴定和降解路径 |
| 5.2 紫外/氯消毒降解羧酸类药物的水质遗传毒性变化研究 |
| 5.2.1 紫外消毒与紫外/氯消毒降解CA的水质遗传毒性对比研究 |
| 5.2.2 氯化消毒与紫外/氯消毒降解NAP的水质遗传毒性研究 |
| 5.3 小结 |
| 6. 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（4）吡唑酮类药物在二氧化氯消毒过程中的转化行为与水质毒性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1. 绪论 |
| 1.1 水环境中药物类污染物概述 |
| 1.1.1 水环境中药物类污染物的暴露水平 |
| 1.1.2 水环境中药物类污染物的主要危害 |
| 1.1.3 水环境中药物类污染物的处理技术 |
| 1.2 吡唑酮类药物概述 |
| 1.2.1 吡唑酮类药物的基本参数 |
| 1.2.2 氯消毒对吡唑酮类药物的降解研究 |
| 1.2.3 臭氧氧化对吡唑酮类药物的降解研究 |
| 1.3 二氧化氯消毒概述 |
| 1.3.1 二氧化氯的基本性质 |
| 1.3.2 二氧化氯在水处理过程中的应用 |
| 1.3.3 二氧化氯降解水中微量药物的研究现状 |
| 1.4 本研究的研究意义与目的、研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究意义与目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2. 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 二氧化氯 |
| 2.1.3 卡诺固定液 |
| 2.1.4 希夫试剂 |
| 2.1.5 实验仪器 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 二氧化氯浓度的检测方法 |
| 2.2.2 目标药物浓度的检测方法 |
| 2.2.3 目标药物结构变化的检测方法 |
| 2.2.4 降解产物的鉴定方法 |
| 2.2.5 水质遗传毒性的检测方法 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 二氧化氯降解吡唑酮类药物的动力学实验 |
| 2.3.2 二氧化氯降解吡唑酮类药物的产物鉴定实验 |
| 2.3.3 二氧化氯降解吡唑酮类药物的水质遗传毒性实验 |
| 3. 二氧化氯降解吡唑酮类药物的动力学与影响因素研究 |
| 3.1 ANT的降解动力学与影响因素研究 |
| 3.1.1 反应级数与反应速率常数的确定 |
| 3.1.2 不同pH值对ANT降解速率的影响 |
| 3.2 PRP的降解动力学与影响因素研究 |
| 3.2.1 反应级数与反应速率常数的确定 |
| 3.2.2 不同pH值对PRP降解速率的影响 |
| 3.3 AMP的降解动力学与影响因素研究 |
| 3.3.1 竞争动力学法确定AMP降解速率常数 |
| 3.3.2 不同pH值对AMP降解速率的影响 |
| 3.4 模拟实际运行条件下二氧化氯降解吡唑酮类药物的效能研究 |
| 3.5 小结 |
| 4. 二氧化氯降解吡唑酮类药物的反应产物与降解路径研究 |
| 4.1 ANT反应产物鉴定与降解路径推测 |
| 4.1.1 ANT降解过程中的结构变化 |
| 4.1.2 ANT降解产物的浓度变化 |
| 4.1.3 ANT降解产物的鉴定 |
| 4.1.4 ANT降解路径的推测 |
| 4.1.5 ANT在不同消毒剂作用下的降解路径对比 |
| 4.2 PRP反应产物鉴定与降解路径推测 |
| 4.2.1 PRP降解过程中的结构变化 |
| 4.2.2 PRP降解产物的鉴定 |
| 4.2.3 PRP降解路径的推测 |
| 4.3 AMP反应产物鉴定与降解路径推测 |
| 4.3.1 AMP降解过程中的结构变化 |
| 4.3.2 AMP降解产物的鉴定 |
| 4.3.3 AMP降解路径的推测 |
| 4.4 小结 |
| 5. 二氧化氯降解吡唑酮类药物的水质遗传毒性研究 |
| 5.1 吡唑酮类药物的水质遗传毒性 |
| 5.2 二氧化氯降解吡唑酮类药物过程中的水质遗传毒性变化 |
| 5.2.1 二氧化氯降解ANT过程中的水质遗传毒性变化 |
| 5.2.2 二氧化氯降解PRP过程中的水质遗传毒性变化 |
| 5.2.3 二氧化氯降解AMP过程中的水质遗传毒性变化 |
| 5.3 小结 |
| 6. 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（5）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 |
（6）利用蚕豆根尖细胞微核技术对新疆伊犁河水质检测（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.1.1 研究对象。 |
| 1.1.2 主要仪器。 |
| 1.1.3 主要试剂。 |
| 1.2 方法 |
| 1.2.1 采样点的布设和水样采样。 |
| 1.2.2 蚕豆根尖细胞微核试验[5]。 |
| 1.2.3 微核识别的标准。 |
| 1.2.4 各测试样品(包括对照组)微核千分率(MN)‰计算。 |
| 1.2.5 根据污染指数判断水质。 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1试验数据统计处理 |
| 2.2水质污染程度的划分 |
| 2.3 微核千分率的方差分析 |
| 3 结论与讨论 |
（7）蚕豆根尖微核检测技术的应用与发展（论文提纲范文）
| 1 微核形成的机理 |
| 2 蚕豆根尖微核技术的发展历史 |
| 3 应用范围 |
| 3.1 检测水污染物的致突变性 |
| 3.2 检测空气污染物的致突变性 |
| 3.3 检测农药的致突变性 |
| 3.4 检测化疗、放疗的致突变性 |
| 3.5 检测化妆品和一些生活用品的致突变性 |
| 4 我国微核试验的不足及展望 |
（8）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 |
（9）某镇部分饮用井水污染状况研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.1.1 蚕豆 |
| 1.1.2 样品 |
| 1.1.3 阴性对照 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.3 评价方法和判断标准[11] |
| 1.3.1 评价方法 |
| 1.3.2 判断标准 |
| 2 结果 |
| 2.1 各个水样中四种指标的检测结果 |
| 2.2 各水样对蚕豆根尖细胞微核率的影响 |
| 3 讨论 |
（10）蚕豆根尖微核、彗星实验应用于饮水遗传毒性监测的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 第一部分 蚕豆根尖微核、彗星实验应用于饮水消毒副产物遗传毒性评价的研究 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 第二部分 蚕豆根尖微核、彗星实验应用于饮水遗传毒性原位监测的研究 |
| 材料与方法 |
| 结果 |
| 讨论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
四、蚕豆根尖微核试验检测游离余氯的致突变性（论文参考文献）
- [1]吡唑酮类药物在紫外/氯胺消毒过程中的降解行为及遗传毒性变化规律的研究[D]. 姜兵琦. 北京林业大学, 2020(03)
- [2]石墨烯与磺胺嘧啶单一及复合污染的毒性效应研究[D]. 张琴文. 河南师范大学, 2018(01)
- [3]羧酸类药物在紫外/氯消毒过程中的转化行为与水质毒性变化研究[D]. 唐雨晴. 北京林业大学, 2018(04)
- [4]吡唑酮类药物在二氧化氯消毒过程中的转化行为与水质毒性研究[D]. 贾兴华. 北京林业大学, 2017(04)
- [5]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)
- [6]利用蚕豆根尖细胞微核技术对新疆伊犁河水质检测[J]. 买孜拉木·肉扎洪,麦合甫再木·阿不都热合曼,吾尔麦提汗·麦麦提明,谢仁娜依·甫拉提,艾尔肯·热合曼. 安徽农业科学, 2014(17)
- [7]蚕豆根尖微核检测技术的应用与发展[J]. 李爱玲,贾盼. 陕西农业科学, 2014(05)
- [8]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)
- [9]某镇部分饮用井水污染状况研究[J]. 陶红睿,杨宇娇,李宝葳,董娟,宋正蕊. 大理学院学报, 2012(03)
- [10]蚕豆根尖微核、彗星实验应用于饮水遗传毒性监测的研究[D]. 檀丽. 华中科技大学, 2010(07)