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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254nm、210nm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：lowerquartile，下四分位数；Q3：upperquartile，上四分位数；IQR：interquartilerange，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(component1，C1；最大激发波长和发射波长λex/em=245/435nm)、类色氨酸组分(component2，C2；λex/em=230(275)/345nm)和类酪氨酸组分(component3，C3；λex/em=215(275)/290nm)；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7.88m-1、2.76R.U.和1.60R.U.，显著高于(p＜0.05)它们在其他月份的强度平均值6.51m-1、1.41R.U.和0.40R.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)浓度之间存在显著性相关(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230~400nm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)。③A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3.45～15.43m-1、3.22～6.91m-1、4.89～19.17m-1、4.76～9.30m-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141.62～302.86m-1、138.17～304.01m-1、132.13～277.23m-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在夏季显著增高。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：①A、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)显著高于(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浓度无显著性差异(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荧光强度显著相关(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。②THMs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。③TOX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24h)下，促氧化剂胡桃醌(5、10、20、40、60、80、100和120μM)诱导C.elegansgst-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12h时，不同浓度的有效氯(0.025、0.05、0.1、0.3、0.9、2、4和8mg/L)和亚硫酸钠(0.94、1.88、3.75、7.5和15mg/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.elegansPgst-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24h的致死率并计算LC50；测定对V.fischeri染毒15min的发光抑制率并计算EC50。用100REF的水样染毒L1期线虫96h，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100REF的水样染毒L3期线虫24h，提取单条线虫DNA，PCR扩增后计算DNA损伤率/10kb(每10kbDNA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.elegansPgst-4::GFP表达的剂量效应关系曲线呈现钟型，40μM胡桃醌染毒12h诱导最大的C.elegansPgst-4::GFP表达；染毒12h，2mg/L的有效氯即可导致Pgst-4::GFP表达明显升高，15mg/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0.01/10kb升高至0.49/10kb(p＜0.05)，由0.18/10kb升高至0.42/10kb；出厂水经过输送后，23.53%的末梢水样品诱导的C.elegansDNA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102.40～1323.44REF，致V.fischeri发光抑制率EC50为0.29～29.65REF，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.elegansPgst-4::GFP表达水平的正常值范围分别为0.75～1.63和0.62～1.67；100REF的饮用水致C.elegans后代数目下降的百分比不高于59.31%，致C.elegansDNA损伤率不超过1.21/10kb。
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。④C.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.elegansPgst-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。
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254nm、210nm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：lowerquartile，下四分位数；Q3：upperquartile，上四分位数；IQR：interquartilerange，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(component1，C1；最大激发波长和发射波长λex/em=245/435nm)、类色氨酸组分(component2，C2；λex/em=230(275)/345nm)和类酪氨酸组分(component3，C3；λex/em=215(275)/290nm)；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7.88m-1、2.76R.U.和1.60R.U.，显著高于(p＜0.05)它们在其他月份的强度平均值6.51m-1、1.41R.U.和0.40R.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)浓度之间存在显著性相关(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230~400nm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)。③A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3.45～15.43m-1、3.22～6.91m-1、4.89～19.17m-1、4.76～9.30m-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141.62～302.86m-1、138.17～304.01m-1、132.13～277.23m-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在夏季显著增高。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：①A、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)显著高于(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浓度无显著性差异(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荧光强度显著相关(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。②THMs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。③TOX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24h)下，促氧化剂胡桃醌(5、10、20、40、60、80、100和120μM)诱导C.elegansgst-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12h时，不同浓度的有效氯(0.025、0.05、0.1、0.3、0.9、2、4和8mg/L)和亚硫酸钠(0.94、1.88、3.75、7.5和15mg/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.elegansPgst-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24h的致死率并计算LC50；测定对V.fischeri染毒15min的发光抑制率并计算EC50。用100REF的水样染毒L1期线虫96h，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100REF的水样染毒L3期线虫24h，提取单条线虫DNA，PCR扩增后计算DNA损伤率/10kb(每10kbDNA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.elegansPgst-4::GFP表达的剂量效应关系曲线呈现钟型，40μM胡桃醌染毒12h诱导最大的C.elegansPgst-4::GFP表达；染毒12h，2mg/L的有效氯即可导致Pgst-4::GFP表达明显升高，15mg/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0.01/10kb升高至0.49/10kb(p＜0.05)，由0.18/10kb升高至0.42/10kb；出厂水经过输送后，23.53%的末梢水样品诱导的C.elegansDNA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102.40～1323.44REF，致V.fischeri发光抑制率EC50为0.29～29.65REF，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.elegansPgst-4::GFP表达水平的正常值范围分别为0.75～1.63和0.62～1.67；100REF的饮用水致C.elegans后代数目下降的百分比不高于59.31%，致C.elegansDNA损伤率不超过1.21/10kb。
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。④C.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.elegansPgst-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。