一、吸附态多氯有机物萃取分析方法研究（论文文献综述）
朱含露[1]（2020）在《三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究》文中研究指明多氯联苯（PCBs）是一类广泛存在于环境中的持久性有机污染物,具有三致效应。研究表明其在环境中残留污染浓度较高,且性质稳定很难降解。本论文选取了三种不同类型可生物降解的绿色表面活性剂,通过实验筛选出对土壤中六氯联苯PCB138洗脱效果最好的表面活性剂。洗脱后土壤和洗脱液中的PCB138分别选择白腐真菌中的黄孢原毛平革菌和高铁酸钾进行降解分析,并对影响降解的因素进行了分析。实验结果表明,选取的三种类型绿色表面活性剂:月桂酰基氨酸钠（阴离子型表面活性剂）、十二烷基二甲基甜菜碱（两性表面活性剂）和辛基酚聚氧乙烯醚（非离子型表面活性剂）对土壤中PCB138均具有一定的洗脱作用,其中阴离子型表面活性剂月桂酰基氨酸钠的洗脱效果最好,在浓度为5000mg/L时,洗脱率为33.94%。辛基酚聚氧乙烯醚次之,十二烷基二甲基甜菜碱洗脱效果相对较弱。改性后高铁酸钾对土壤洗脱液中的PCB138有明显的降解效果。动力学分析结果表明,高铁酸钾、柠檬酸络合高铁酸钾、包覆型高铁酸钾和缓释型高铁酸钾对土壤洗脱液中PCB138降解过程符合一级反应动力学方程,反应速率常数分别为:0.0149 h-1,0.0128 h-1,0.0048h-1和0.0154 h-1;土壤中PCB138的降解率随着高铁酸钾的投加量的升高呈现先升高后减小的趋势;在反应体系的p H在中偏酸性的条件时PCB138的降解效果相对较好;洗脱液浓度越大,PCB138的降解率越低;黄孢原毛平革菌对洗脱后土壤中PCB138降解实验的结果表明,黄孢原毛平革菌对PCB138有一定的降解作用,降解4周时,PCB138降解率为17.26%。该论文有图21幅,表8个,参考文献103篇。
李南锟[2]（2019）在《基于QSAR模型的毒理分析及多溴二苯醚的环境行为及生态风险研究》文中提出多溴二苯醚（PBDEs）属于持久性有机污染物（POPs）,具有较强毒性,能在环境中持久存在,可随着距离进行迁移、转化,并随食物链在生物体内累积和放大,污染环境的同时也危害人体健康。我国对PBDEs的生物毒理研究尚处于初级阶段,对污染底数、环境与动植物的蓄积状况和危害以及生态风险等方面更是迫切需要研究的课题。本研究针对PBDEs的环境毒性与基于定量结构活性关系（quantitative structure-activity relationships,QSAR）模型的毒理、多介质中PBDEs的环境分布及生态风险方面进行了研究,主要内容及研究结果如下:（1）建立了 PBDEs的4种POPs特性（生物毒性、生物累积性、持久性、远距离迁移能力）的QSAR模型,所建模型均具有良好的线性、稳健性和预测能力。从分子轨道学角度对PBDEs的4种POPs特性机理进行分析表明,分子体积对PBDEs的持久性、远距离迁移性、生物毒性均有直接影响,是影响POPs特性的关键性分子轨道学参数;分子最低占据轨道能Elomo对PBDEs的生物累积性有直接影响,此外核-核排斥能CCR、生成热HOF等参数也对PBDEs的POPs特性有显着影响。（2）建立了基于同位素稀释-加速溶剂萃取-多层复合硅胶柱净化-GC/MS的8种PBDEs的分析方法。该分析方法可一次性分析低溴代和高溴代（尤其是BDE 209）的PBDEs化合物,相较于GC-NCI-MS方法,简化了分析过程,提高了样品分析速率,可广泛应用于大量样品测试。方法检出限为0.11～2.1 μg/kg,平行测定6个低浓度和高浓度空白加标样品,相对标准偏差小于13%,回收率在85%～110%之间,满足分析方法学要求。（3）在本研究中,收集了废弃的十溴二苯醚工厂周边土壤和植物样本以及生产状态下厂区周边的鱼类样本,并对样本中PBDEs的含量、分布特征、污染特性及毒性等进行分析,得到以下结果。土壤中PBDEs的浓度范围为未检出至3.7×104ng/g,中位值浓度范围为0.60～1.17×104ng/g,各单体检出率为72.2%（BDE 99和154）至100%（BDE-47和209）。经显着性分析发现,BDE-209 的浓度与Σ7PBDEs（BDE-28、47、100、99、154、153和183）的浓度有直接相关性（P<0.0001）,且随着土壤地质层发生迁移。不同功能区土壤中PBDEs浓度大小的顺序为:生产区>仓库区>办公区。植物中BDE-209的浓度为2805.6～19382.9 ng/g干重,其他∑7 PBDEs浓度为7.89～1087.19 ng/g干重,均远高于城市中含量。不同植物中PBDEs各单体的分布特征性类似,其含量高低顺序为:BDE-209>BDE-183和BDE-153>BDE-99 和 BDE-47>BDE-154>BDE-100 和 BDE-28,表明植物中PBDEs的摄入来源主要是土壤和大气沉降共同作用的结果。TEQ计算结果显示PBDEs在植物中的毒性比土壤中毒性大。鱼肉样品中的PBDEs浓度范围为45.8～560 ng/g（脂重,lw）,鱼肝样品中PBDEs的浓度范围为327～2120 ng/g,lw。PBDEs浓度最高的出现在鲤鱼（1370 ng/g,lw）,其次为鲫鱼（1030 ng/g,lw）,最低为草鱼（681 ng/g,lw）。三种鱼种类中PBDEs各单体的分布特征基本一致,BDE-47、100、99和154是鱼肉和鱼肝样品中主要的单体。（4）采用美国环境规划署推荐的熵值法对多环境介质中PBDEs开展了风险评价,结果表明废弃工厂土壤中PBDEs的生态风险较小,但是植物体中存在潜在的生态风险。此外,生产工厂周围鱼体中也存在潜在的生态风险。
严钤鲲[3]（2019）在《结合水体被动采样的斑马鱼胚胎毒性测试：广州典型污水处理厂及河道的应用》文中研究说明近年来,随着经济的发展,工业化、城市化进程加速,城市河涌污染问题日渐严峻。各类污染物质进入城市河涌,成因复杂,治理难度大。剖析城市河涌潜在生态风险、寻找毒性贡献者迫在眉睫。本研究主要围绕该目的展开。开展生态风险评价往往需要结合化学分析及生物测试,这两者都需要有效的水体采样技术。传统的主动采样耗时耗力,只能获取水体瞬时浓度,难以体现一段时间内水体的真实污染情况,同时采用耗竭式萃取忽略了生物可利用性,可能高估污染物毒性;另一方面,被动采样技术为累积采样,省时省力,可表达一段时间内水体污染情况,利于模拟生物在水环境中长时间低剂量暴露情况。当下,被动采样技术多用于疏水性化合物分析,而对极性有机物研究相对较少,极性有机物整合采样器（POCIS）可作为极性有机物质的被动采样装置。POCIS固相吸附剂影响污染物的采集能力,为了有效剖析复合污染条件下的主要毒性贡献者,需要发展可用于宽极性的固相吸附剂。基于这种需求,实验室前期研发合成了一种适合于被动采样的广谱固相萃取填料。本论文采用该技术合成吸附剂后,将被动采样技术与斑马鱼胚胎生物测试、化学分析结合,进行水生态风险评价,评价广州河涌和典型污水处理厂所选采样点的毒性,并初步鉴定毒性主要贡献物。首先,根据实验室前期研发的广谱固相萃取填料的合成方法,合成被动采样用吸附剂,验证其对极性至非极性(log Kow值:-0.13至8.15)多种化合物吸附效果,以及该吸附剂空白的生物毒性。结果显示,对目标化合物的回收率为29.2%132%,47个化合物中只有6个回收率低于50%。整体而言,合成的吸附剂对于较宽极性的化合物有较好的吸附能力,可用于复合污染水体被动采样。对干净吸附剂的毒性实验结果显示,空白样品组胚胎均正常,而合成吸附剂组胚胎死亡及异常均只有2.78%。合成吸附剂洗脱液无生物毒性,合成吸附剂可用于进行生物测试。其次,采用该合成吸附剂的POCIS采集广州河涌水样,进行斑马鱼胚胎毒性试验的同时,对样品进行化学分析以开展河涌污染的效应和暴露分析。然后,结合毒性测试与化学分析的结果,综合采样点信息,进行初步的生态风险评价。从化学分析来看,广州市内河涌水体中新烟碱类和有机氯类农药、多环芳烃类、人工麝香类物质浓度水平较高,而有机磷类农药在某些区域也被检出较高浓度。采用POCIS较主动采样而言,更能较准确反映一段时间内物质污染情况,同时对痕量污染物的定量更有效。因此在某些情况下,POCIS与主动采样可作为互补手段。生物测试部分来看,部分站位点对斑马鱼胚胎表现较高毒性,S7海珠涌、S9沙涌、S10南泰涌的畸形率分别为52.8%、61.1%、50.0%。位于珠江西航道荔湾片区下游部分的S7海珠涌、S9沙涌、S10南泰涌三个河涌点相对于其他区域表现更高毒性效应。整体而言,有机氯类农药空间浓度分布特征与斑马鱼胚胎生物测试结果相关度较高,可能为斑马鱼胚胎毒性贡献者之一。同时珠江西航道荔湾片区可能存在较大的潜在毒性风险。最后,为评判污水处理厂对不同类化合物的处理能力,使用合成吸附剂的POCIS采集污水处理厂各阶段水样,进行斑马鱼胚胎毒性试验及化学分析,对其进行初步生态风险评价。结果发现,污水处理厂与野外河涌测定的化合物组成高度相似。污水处理厂对新烟碱类和有机氯类农药滴滴滴、人工麝香类物质、多数多氯联苯类等污染物的处理能力较差,而对部分磺胺类抗生素、部分有机氯类和拟除虫菊酯类农药、多环芳烃类、部分多氯联苯物质有较强的处理能力。此外,发现污水处理厂中有机磷和苯基吡唑类农药浓度水平较低。从生物测试部分结果看来,污水处理厂水样的毒性由沉砂池至总出水口逐渐降低,且污水处理厂出水毒性低于大部分野外河涌。随着污水处理厂对有机物质的降解,毒性逐渐降低,相当一部分毒性贡献较大的物质在厌氧池与缺氧池已被降解。与野外河涌结果一致,有机氯类物质的六六六浓度分布基本符合生物测试的结果,可能对斑马鱼胚胎毒性有一定贡献。同时由于选择的模式生物以及目标化合物种类存在局限性,可能还存在其他毒性贡献者。建议后期应用效应导向分析对非目标化合物进行评价。
马帅[4]（2019）在《长江江阴段水体污染物分布特征与去除特性研究》文中研究表明近年来,人工合成产品越来越多,持久性有机污染物（POPs）、内分泌干扰物（EDCs）和重金属等在我国河流和湖泊大量被检出,对我国水环境构成了巨大的威胁。长江是我国第一大江,供水服务工业、人口众多,同时作为江阴市的主要饮用水源,长江原水的水质直接影响到江阴的饮用水安全。课题以长江江阴段为研究对象,围绕PAHs（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons）、PCBs（Polychlorinated Biphenyls）、PAEs（Phthalic Acid Esters）、马拉硫磷、磺胺类抗生素和重金属等7类特征污染物以及氨氮等常规污染物,明确原水和底泥中主要污染物时空变化规律,分析底泥特征污染物的释放规律,针对原水特征污染物开展去除特性研究。课题对长江原水和底泥的各种污染物进行了检测分析,分别考察了污染物在江阴段的时空分布与变化规律。研究表明,长江江阴段原水全年高锰酸盐指数在2.0 mg/L左右,氨氮最高含量为0.13 mg/L,水质基本满足地表水Ⅱ类标准。特征污染物在江阴段原水和底泥中含量较低,分布广泛。PAHs污染主要以萘、芴和菲为主,原水PAEs和磺胺类抗生素呈现出明显的复合污染状况,PAEs最高含量高达4341.4ng/L,马拉硫磷各时期均低于70ng/L,大部分重金属满足地表水Ⅰ类标准。底泥受到Cd的污染水平较重,PAHs污染主要集中3-5环,残渣态重金属所占比例在20%-56%之间,全年底泥污染物峰值大部分出现在丰水期。采用SPSS软件分析发现底泥和原水中污染物存在明显的相关性。分别考察了扰动强度、温度和pH对底泥中污染物释放的影响,明确了其释放动力学规律。研究发现,扰动强度从0r/min增至100r/min时,特征污染物释放量的增加幅度均高于260%。温度从10℃增至30℃后,除马拉硫磷外的特征污染物增幅均高于25%,温度的增加使马拉硫磷释放量降低70%。重金属在酸性条件下释放量最大,碱性越强,马拉硫磷和PAEs的释放量越低,弱酸和弱碱环境更有利于磺胺类抗生素的释放。二级反应动力学方程和Elovich方程更能反映大部分有机特征污染物的实际释放过程,R2均大于0.85,抛物线扩散方程和二级反应动力学方程则对重金属的释放过程拟合效果较优。为提高水厂应对特征污染物异常增加的能力,分别研究强化混凝、活性炭吸附以及臭氧氧化对于特征污染物的去除效能。研究发现,混凝剂PAC对于大部分特征污染物均表现出了良好的去除效果。在一定范围内增加混凝剂投加量可使特征污染物的去除率增加200%以上。活性炭吸附有效应对有机特征污染物污染,对于不同重金属去除效能存在较大差异,活性炭吸附更加符合Freundlich吸附等温式。臭氧氧化试验发现,提高臭氧投加量可以有效提高除PCBs外的有机特征污染物的去除效果,但臭氧投加量由6 mg/L增至12 mg/L时,PAHs和PAEs去除率仅增加了17%和12%,此外,臭氧氧化对于原水PCBs的去除无明显作用。
蒋慧[5]（2019）在《有序介孔基固相微萃取涂层的制备及性能研究》文中指出在低碳背景的当今社会,以固相微萃取（Solid-phase microextraction,SPME）为代表的新型有机样品前处理技术因其简单、高效、省时、环境友好等优点,近年来备受关注。作为SPME技术的核心,涂层材料性能的优劣直接从根本上决定了SPME技术的萃取性能。因此,设计出高效、稳定的涂层材料一直是改进SPME技术的主要方向。本论文针对目前商品化涂层萃取容量不高、稳定性差、使用寿命短等问题,以构建萃取容量大、稳定性高且具有一定选择性的涂层材料作为目标,围绕结构和性质两个方面,开展有序介孔基固相微萃取涂层的可控制备与其SPME萃取性能之间的构效关系研究,并针对水环境中几类常见有机污染物建立了相对应的SPME分析方法。具体研究内容和结果如下:（1）发明了一步制备有序介孔基SPME涂层的方法。利用溶剂挥发自组装与提拉法相结合的方式,经过热固、碳化的过程在石墨纤维表面制得以有序介孔碳膜（Ordered mesoporous carbon,OMC）作为涂层的SPME纤维。TEM、XRD以及氮气吸附-脱附测试的结果证实,OMC膜具有规整二维六方特征,比表面积和孔容可达到616.4 m2g-1和0.41cm3 g-1,最可几孔径为3.6 nm。SEM结果显示所制备的OMC膜能够连续平整覆盖于石墨基体,高倍放大下的断面照片显示碳膜与基体结合非常紧密,厚度在1-14μm范围内可控。（2）从表面性质和厚度变化入手,研究了OMC涂层的萃取性能。结果显示,OMC与苯环间π-π共轭作用增强了其对芳香烃类物质的富集能力。其中,350 oC煅烧得到的涂层表面含有较丰富的亲水和极性有机基团,有利于其对极性氯酚化合物的萃取吸附,而经过700 oC完全碳化后得到的涂层表面具有较强的疏水性,更有利于疏水性芳香烃类物质的萃取富集。通过对比不同厚度涂层的萃取效果发现涂层厚度的增加能明显增大其对单环芳香烃化合物的富集能力,但是对含有三环以上的多环芳香烃效果不显着。以苯系物为分析对象,比较了OMC涂层与商品化萃取性能的差异,结果表明OMC涂层对苯系物的萃取容量是商品化PDMS涂层的2.0-5.5倍,具有更好热稳定性和耐溶剂性,使用150次以上萃取效率也未发生显着的变化。建立了OMC涂层固相微萃取分析水中苯系物的检测方法,与已有的相关文献相比,该方法具有灵敏度高、操作简单、线性范围宽等优点。（3）针对极性氯酚类物质,建立了以有序介孔硅（Ordered mesoporous silica,OMS）为涂层的SPME分析方法。以阳极氧化法处理后的钛丝为基体既增强了硅基涂层与基体的紧密结合,同时又解决了商品化石英纤维易折断损坏的问题。以正硅酸乙酯为硅源、F127为模板剂、乙醇为溶剂制备涂层溶胶,通过提拉法获得了OMS涂层。涂层材料的比表面积为330.7 m2g-1、总孔容0.30 cm3 g-1、孔径3.9 nm,具有二维立方结构特征,涂层的表面富含硅羟基,亲水性良好。与商品化PA涂层相比较,OMS涂层对氯酚的萃取容量为PA涂层的1.4-1.8倍,涂层耐高温和耐溶剂性能良好,可循环使用80次。建立水中氯酚的SPME方法,线性范围为0.2-200?g L-1,相关最低检测限范围0.03-0.12?g L-1,样品添加回收率范围在81.4-102.4%之间,满足实际定量分析的要求。（4）从孔径大小入手,以自制的大分子量嵌段共聚物PEO113-b-PS192作为模板剂、酚醛树脂为碳源,获得了具有更大介孔孔径的LP-OMC涂层。N2吸附-脱附测试结果证实该材料的最可几孔径为13 nm,比表面积和孔容分别为628.9 m2g-1和0.46 cm3 g-1,该结构更有利于多环类芳香化合物在其孔道内的传质扩散。萃取性能研究进一步表明,大孔径LP-OMC涂层对多环芳烃具有明显的选择性吸附效果。在最佳萃取条件下,建立了水中七种多环芳烃SPME分析方法,方法的线性范围在0.05-50?g L-1之间,最低检测限为1.6-10.0 ng L-1,样品添加回收率范围在78.1-112.1%之间,满足分析检测的要求。
熊晶晶[6]（2017）在《极性有机物整合采样器吸附剂的合成优化及其在广州城市水体监测上的应用》文中研究表明水是生命之源,然而当前已匮乏的水资源又受到严重的污染,直接影响人类生活。因此,开展水污染治理工作势在必行,而对水污染状况的有效监测是水污染治理的前提条件。传统上,水污染监测主要采用主动采样方法,即人工定期至监测点采集水样,运回实验室进行样品处理与分析。该方法费时、耗力、样品前处理步骤繁琐,获得的仅是采样瞬时浓度值,不能真正有效体现污染物长时间暴露的实际情况。被动采样技术可以有效克服上述传统主动采样方法的缺陷,具有节能、便捷、连续不间断监测及提供时间加权平均浓度的优势。目前被动采样技术主要用于疏水性化合物,而对极性化合物被动采样的研究相对较少,且主要集中在药物和个人护理品的污染监控中。极性有机物被动采样器（polar organic chemical integrative sampler,POCIS）作为针对极性化合物的水体被动采样装置,在环境内分泌干扰物、药物、个人护理品以及极性杀虫剂和除草剂检测中有一定应用,但是目前POCIS固相吸附剂的选择类型较少,难以满足宽极性范围的多类化合物同时监测。新烟碱和有机磷类杀虫剂都属于当前使用农药,对水生生物存在高神经毒性,被广泛用于城市绿化设施维护和农业害虫防治。此外,作为溴代阻燃剂的替代品,近年来有机磷阻燃剂广泛使用,并造成城市区域水体严重污染。因此,同时监测环境水体中上述三类极性范围较宽的化合物非常必要,也为发展新型吸附材料提出需求。本论文合成系列新型固相吸附剂,并对其吸附性能进行考察,筛选出可同时提取多类化合物,且减少基质效应的合成吸附剂（synthesized adsorbent,SYN）,将其用于POCIS,并与商品化吸附剂（HLB）进行对比。此外,搭建流动系统维持目标化合物浓度稳定,提高了POCIS参数校正的准确性。通过实验室校正测试,优化条件,获得新合成吸附剂SYN及商品化吸附剂HLB对目标化合物的采样参数。最后,应用POCIS测定了广州城市珠江河道及入江河涌水体中新烟碱杀虫剂、有机磷杀虫剂和有机磷阻燃剂的浓度,评价其分布和潜在生态风险。首先,合成了系列固相吸附剂,通过固相萃取（solid phase extraction）法筛选适合吸附剂,优化萃取条件,并将其用于珠江广州段水体中杀虫剂残留测定。新合成吸附剂为球形结构,尺寸大约为5 nm,比表面积、孔体积和平均孔径分别为341 m2/g、0.092 cm3/g和2.22 nm。珠江广州段水体中检出新烟碱类杀虫剂总浓度范围51.8±19.4?111±35.4 ng/L,有机磷杀虫剂仅检出毒死蜱和二嗪农,浓度分别为低于检测限和接近20 ng/L,氟虫腈及其代谢产物有检出,但浓度均低于方法检测限,有机氯农药六六六在所有的采样点被检出,浓度范围为13.6±2.88–21.0±2.83 ng/L。在检出的杀虫剂中,新烟碱杀虫剂对水生生物具有潜在风险。其次,流动系统条件下获得了新合成吸附剂syn-POCIS和以HLB为吸附剂pha-POCIS对新烟碱和有机磷杀虫剂的采样速率（Rs）。在参数校正过程中,流动系统暴露池中新烟碱和有机磷杀虫剂浓度基本稳定,其浓度变化相对标准偏差（RSD）分别为3.3%?24.9%和5.5%?27.3%。新烟碱类和有机磷杀虫剂在syn-POCIS和pha-POCIS上都呈线性吸附,新烟碱类杀虫剂在syn-POCIS和pha-POCIS上的线性关系r2分别为0.876?0.993和0.781?0.979,有机磷杀虫剂在syn-POCIS和pha-POCIS上的线性关系r2分别为0.964?0.990和0.854?0.986。除了毒死蜱与丁基嘧啶磷外,syn-POCIS采集新烟碱及有机磷杀虫剂的Rs值均低于pha-POCIS的Rs值（p<0.05）。测定的syn-POCIS和pha-POCIS新烟碱及有机磷杀虫剂Rs值分别为0.028?0.216和0.045?0.214 L/day,标准偏差（SD）分别为0.007?0.062和0.009?0.026 L/day。化合物浓度及水流速率对syn-POCIS和pha-POCIS采集新烟碱和有机磷杀虫剂Rs值影响都较小。Syn-POCIS和pha-POCIS采集新烟碱及有机磷杀虫剂Rs值与其log Kow值线性相关性r2分别为0.31和0.79。再次,流动系统条件下获得了syn-POCIS和pha-POCIS有机磷阻燃剂采样校正参数。在参数校正过程中,流动系统暴露池中有机磷阻燃剂浓度相对稳定,RSD为4.2%?30.4%。有机磷阻燃剂在syn-POCIS和pha-POCIS上呈线性吸附,线性关系r2分别为0.936?0.999和0.929?0.999。有机磷阻燃剂在syn-POCIS和pha-POCIS上的Rs值分别为0.065?0.264和0.081?0.311 L/day,SD分别为 0.018?0.063和0.015?0.088 L/day。化合物浓度及水流速率对syn-POCIS和 pha-POCIS有机磷阻燃剂Rs值影响都较小。有机磷阻燃剂log Kow值与syn-POCIS和pha-POCIS的Rs值之间呈非线性相关,相关系数r2分别为0.75和0.62。最后,在合成吸附剂,校正采样参数的基础上,采用syn-POCIS和pha-POCIS测定了广州城市河道及珠江广州段水体中新烟碱、有机磷类杀虫剂及有机磷阻燃剂时间加权平均浓度。其中,啶虫脒、噻虫胺和吡虫啉为主要的新烟碱类杀虫剂,毒死蜱为主要的有机磷杀虫剂,磷酸三（2-氯乙基）酯（TCEP）、磷酸三（2-氯异丙基）酯（TCPP）、磷酸三（2,3-二氯丙）酯（TDCP）、磷酸三异丁酯（TiBP）、磷酸三丁酯（TnBP）和三苯基磷酸酯（TPHP）为主要的有机磷阻燃剂,上述化合物检出率均为100%。含不同固相吸附相的syn-POCIS和pha-POCIS对新烟碱杀虫剂、有机磷杀虫剂和有机磷阻燃剂的浓度推算结果相近,二者检出浓度平均比值在0.74?1.77,浓度线性相关性r2为0.82。绝大部分化合物主动采样SPE新烟碱杀虫剂、有机磷杀虫剂和有机磷阻燃剂检出浓度与syn-POCIS推算的浓度偏差都在两倍以内,二者检出浓度平均比值在0.50?1.86,浓度线性相关性r2为0.81。广州城市河道及珠江广州段水体中新烟碱类杀虫剂及有机磷阻燃剂含量很高,syn-POCIS检出的水体中新烟碱杀虫剂、有机磷杀虫剂及有机磷阻燃剂总浓度范围分别为73.1±6.90?354±30.0、1.00±0.12?8.83±2.18和211±21.4?404±55.5 ng/L,可能对水生生态系统健康造成潜在危害。综上所述,本论文合成并筛选了新固相吸附相,在实验室流动系统条件下,测定POCIS采样速率常数,成功测定了广州城市河道及珠江广州段水体中新烟碱、有机磷类杀虫剂和有机磷阻燃剂浓度及分布情况,检测结果与商品化pha-POCIS和主动采样SPE相近。新吸附剂的研制,拓展了POCIS固相吸附剂的选择范围,为水体中极性污染物被动采样监控提供有效方法。
姚瑶[7]（2017）在《利用被动采样技术探究人为活动对南极和中国淡水中有机污染物的影响》文中进行了进一步梳理频繁的人为活动给环境带来了各种污染,其中以有机污染物最受到人们的关注。疏水性有机污染物,例如持久性有机污染物,因其长久性、生物可放大性、生物积累,容易长距离迁移等特点,对人类和环境带来潜在的危害。测量水中溶解态的有机污染物可以为评估水中生物甚至是人类的暴露提供十分有效的信息,为制定相关的控制水体污染措施提供基础数据。被动采样技术具有成本低,容易操作等优点,为建立全球水体有机污染物的监测网络提供了一个契机。在现有的被动采样器中,利用低密度聚乙烯膜为吸附相的采样器,因其价格低廉、重复性高、野外操作简单,被广泛认为是最适合测量水中有机污染物的被动采样器。本研究利用自主研发的被动采样装置,选择南极洲的内陆湖与我国水域作为采样点,验证采样装置的可行性,并测定其水体环境中典型溶解态有机污染物多环芳烃（polycyclic aromatic hydrocarbons,简称PAHs）,分析其污染特征,验证人为活动对自然环境的影响。近年来,随着旅游业的快速发展以及密集的科学考察活动,一直被视为地球最后的净土的南极洲,有可能已被污染。南极内湖泊中的自由溶解态的∑PAH的浓度范围为14360 ng L-1（中值:279 ng L-1）,其中浓度最高点在靠近公路、燃油储存地以及科考站的俄罗斯湖。这表明南极洲内陆湖水中的PAHs很可能是当地的人为活动带来的。和其他偏远地区以及背景区域的PAHs的浓度水平相比,这些内陆湖水中溶解态的PAHs的浓度水平处于中上水平,即高于绝大多数背景区域PAHs的浓度。PAHs的组成分析显示,所有湖泊中低分子量PAHs（1-甲基萘和2-甲基萘）在∑PAH中均占了比较重要的比例,暗示了南极湖泊中的PAHs污染来源很可能为原油泄漏。近些年,大量的报道表明,在南极洲发生的轮船碰撞、飞机坠毁事件,造成大量的燃油在极地发生泄漏,这从侧面证实了我们的假设。此外,采样时拍摄的照片上,在湖水的表面发现了漂浮的油渍;样品中PAHs的质谱图与南极主要的燃油—航空煤油的十分相似。多数证据表明南极洲内陆湖湖水中的PAHs主要是来自当地人为活动,而非一直认为的大气长距离传输。评估淡水水体是否受到有机污染物的污染以及其污染的程度,与人们的健康息息相关,同时可以为政府相关职能部门制定有效的饮用水安全措施提供至关重要的基础信息。在中国,目前还没有统一的全国淡水中有机污染物的浓度的报道。为了弥补这一空白,本研究在全国的东北、中部以及西北地区共47个淡水水体,包括湖泊、河流以及水库中放置了被动水体采样器,以期获得表层水中的有机污染物的浓度。结果显示这些淡水水域的表层水中溶解态的∑24PAH的范围为0.28538 ng L-1,其中浓度最高的点在武汉人口密集区域的南湖,浓度最低的点在西藏的纳木错湖。∑24PAH在中国的西部、中部、东部的平均值分别为5.2±4.2、9±10和14±16 ng L-1,在空间上的分布和人口密度的分布十分相似。二者的相关性分析关系发现,人口密度和表层水中溶解态PAHs的浓度有显着的线性相关性。随着PAHs化合物个数的增加,线性相关性越好,表明研究区域内水体中溶解态PAHs可能是来自跟人类活动相关的多个不同的来源。除了人口密度,一个区域的工业化程度也可能影响水中溶解态PAHs的浓度。例如,松花江流域和辽河流域人口的密度十分相近,但松花江流域接收的工业废水排放量要远远高于辽河流域接受的工业废水排放量。相应地,在松花江流域的∑7PAH平均浓度要比辽河流域的值高出12个数量级,尤其是在吉林市周边的水体中∑7PAH要显着高于其在非吉林周边水体中值。通过PAHs的组成分析、同分异构体比值分析法以及主因子分析?多元线性回归分析,发现我国表层水体中PAHs主要来自于石油源,化石燃料的燃烧来源以及存在煤和生物质燃烧的混合源。除了武汉南湖水体中蒽（anthracene）的浓度（27 ng L-1）超过加拿大环境理事会的水环境标准（其水标准中规定:对于水生生物长期暴露的水体,蒽的浓度不能超过12 ng L-1）,其余所有采样点的单个PAH化合物浓度均未超过相关环境机构,包括美国环保署,欧盟以及加拿大环境理事会颁发的水标准。此外,上述结果亦显示可通过被动采样器建立一个全球范围的水体有机污染物的监测网络。
李萍[8]（2016）在《大气颗粒物上多环芳烃的污染特征、来源及健康风险评价》文中指出颗粒物上载带的多环芳烃污染因其对人体健康的巨大威胁也引起了学术界热切的研究热情。鉴于大气颗粒物中多环芳烃的研究现状和不足,本文开展了以下几个方面的研究工作:首先,针对超声波萃取法在环境样品多环芳烃萃取的应用,考察了萃取溶剂、萃取时间这两类因素对多环芳烃萃取效果的影响。实验结果表明,双溶剂对多环芳烃的萃取性能优于单溶剂。而单溶剂中,就被萃取出的多环芳烃来说,三类单溶剂的平均回收率分别为48.38±61.97%、34.03±21.92%、67.66±60.76%。在三类单溶剂的应用过程中,5+6环PAHs占总PAHs的比例最高,高于46%,4环PAHs次之,2+3环PAHs最低。而双溶剂中,正己烷/二氯甲烷（1:1,v/v）、二氯甲烷/丙酮（3:1,v/v）、丙酮/正己烷（3:1,v/v）在其不同比例组合内回收率最高,分别为112.08±39.23%、89.39±58.55%、68.04±59.68%,并且在其不同比例组合内也萃取出了最多种类的单体PAHs。双溶剂应用时,不同环数PAHs占总PAHs顺序为:5+6环PAHs>2+3环PAHs>4环PAHs。使用30 mL、45 mL、60 mL的萃取溶剂时,多环芳烃的平均回收率分别为86.83±60.04%、78.42±66.46%、86.58±63.77%。每次萃取时间为5分钟、10分钟、15分钟时,多环芳烃的平均回收率分别为89.34±72.13%、77.21±59.98%、85.01±53.03%。样品经超声波萃取法萃取2次、4次、6次时,多环芳烃的平均回收率分别为72.91±68.22%、63.40±46.77%、115.52±73.10%。其次,针对区域大气环境颗粒物污染及颗粒态有机物污染,本研究选用模拟人体呼吸系统设计的Anderson八级颗粒物（第0级采样级,S0;第1级采样级,S1;……第7采样级,S7;第F采样级,SF）采集大气颗粒物样品,探讨了不同粒径颗粒物的浓度水平、粒径分布及分布在不同粒径颗粒物上的多环芳烃的浓度水平及粒径分布。采样期间内,PM10、PM2.1载带的15PAHs总浓度分别在423.626-567.870 ng/m3、199.324-301.465 ng/m3之间,其中粒径在1.1-2.1μm（S5）的大气颗粒物上PAHs浓度最大。在PM10上,不同环数PAHs占总PAHs的比例顺序为:3环PAHs>5+6环PAHs>4环PAHs。在PM2.1上,不同环数PAHs浓度分布规律类似,但4环PAHs比例有所减少,而3环PAHs比例有所增加。3环PAHs在不同粒径颗粒物上分布呈单峰分布,且在粒径范围为9.0-10.0μm（S0）的颗粒物上浓度达到最大;4环PAHs呈单峰分布,在粒径范围为0.65-1.1μm（累积态,S6）的颗粒物上浓度达到最大;5+6环PAHs呈双峰分布,且最大浓度也出现在0.65-1.1μm（累积态,S6）和1.1-2.1μm（累积态,S5）。结果表明,低环PAHs多分布于粗颗粒物,而高环PAHs多分附着于细颗粒物。再次,基于分布在不同粒径大气颗粒物上PAHs的浓度水平,对颗粒态PAHs浓度进行源解析分析,同时进一步考察气固相分配对PAHs源解析的影响。正定矩阵因子源解析（PMF）模型结果表明颗粒态多环芳烃有四个主要来源,其对颗粒态PAHs的贡献率也分别为:生物质燃烧源（9.58%）、燃煤源（10.6%）、机动车排放源（59.66%）及“大气-土壤表面交换”源（20.16%）。多环芳烃总浓度（实测颗粒态与计算的气态PAHs之和）的源解析结果表明大气中PAHs有三个来源,分别为:生物质燃烧源（93.33%）、燃煤源（0.06%）、机动车排放源（6.61%）;其未解析出第四类排放源是因为气固相分配行为包括颗粒物及其组分在大气及土壤表面之间的交换,而该数据考虑了该影响因素,所以不将其解析出。经两类数据的相关性分析发现,生物质燃烧源的相关性最低,由于其主要释放的是易受气固相分配影响的低环PAHs。这表明,考虑气固相分配影响,同时使用颗粒态和气态数据进行颗粒态多环芳烃的源解析是有必要的。最后,基于研究颗粒态多环芳烃对人体呼吸系统的影响的出发点,分析了分布在不同粒径大气颗粒物上多环芳烃对人体呼吸系统不同部位的健康风险。结果表明,在采样期间7类致癌PAHs在所有采样级上的平均总毒性当量为5.18 ng/m3,其中粒径范围在0.65-3.3μm（S4、S5、S6）上7类致癌PAHs的总毒性当量较大,表明颗粒态多环芳烃对人体的支气管及肺泡有着健康风险。通过利用分布在不同粒径大气颗粒物上多环芳烃浓度对不同年龄层（儿童（112岁）、青年（1319岁）和成人（2079岁））及性别群（男、女）进行终身致癌风险评价（ILCR）发现,不论年龄层、性别,分布在粒径范围在0.65-2.1μm（S5、S6）上的多环芳烃的终身致癌风险值均大于10-5,表明对人体呼吸健康有潜在致癌风险。就年龄层来说,多环芳烃的致癌风险值大小为:成人>青少年>儿童。就性别来说,多环芳烃的致癌风险值大小为:女性>男性。因此,区域环境内大气颗粒物上多环芳烃不仅浓度高,且由于其粒径分布,会对人体呼吸系统不同部位器官造成健康威胁,且其源解析过程应该考虑气固相分配的影响,从而为环境管理者提供可靠的科学依据。
安娜[9]（2016）在《海螺沟冰雪中多环芳烃的形态分析及来源解析》文中研究指明多环芳烃（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs）是一种环境中常见的,持久性的有机污染物。由两个或两个以上的苯环组成,其来源主要为石油、煤炭、木材、有机化合物等的不完全燃烧。多环芳烃可富集于水体,土壤和生物体中,对环境和人类健康都存在较大危害。因此建立灵敏高效的多环芳烃检测方式,并对其来源进行解析,进而有效控制多环芳烃排放,达到保护环境与人类健康的目的。本试验以2015年1月采集于海螺沟的冰雪作为研究对象,将融化后的雪水和悬浮颗粒物分离,将1μm的玻璃纤维膜置于砂芯抽滤装置上,使完全融化的冰雪样品通过砂芯抽滤装置,雪水收集到抽滤瓶内用于溶解态PAHs研究,颗粒物收集在玻璃纤维膜上用于吸附态PAHs研究,目的在于测定出冰雪中溶解态与吸附态PAHs的含量与分布特征。使用C18固相萃取圆盘膜对溶解态PAHs进行富集,使用超声萃取法对吸附态PAHs进行萃取,利用气相色谱-三重四级杆谱质联用仪的高分离能力和高灵敏度,建立GC-MS/MS联用检测海螺沟冰雪中不同形态PAHs的方法,经过优化,确定仪器条件,色谱条件:AB-5MS毛细管色谱柱（30 m×0.25 mm×0.25μm）,进样口温度300℃,不分流进样,通过优化升温程序为:初始温度50℃,保持2 min后以6℃/min的速度升至300℃保持5min。质谱条件:电子轰击源（EI源）,电子能量70 eV,传输线温度280℃,离子源温度为250℃,溶剂延迟时间10 min,碰撞气体为氩气,质量扫描范围:50500aum,在SRM模式下扫描,并确定了16种多环芳烃的子母离子对及最优碰撞能。16种多环芳烃的标准曲线以萘含量为标准,线性范围在0.0011μg/L,线性关系良好,相应系数R2为0.99900.9998。溶解态的多环芳烃使用C18固相萃取的方法进行富集,16种多环芳烃的空白加标回收率为82.9%98.1%,RSD为:1%1.4%,LOD为:0.00060.0033μg/L。对于颗粒物中吸附态的多环芳烃使用超声萃取法,并对萃取剂的种类、萃取剂用量、超声时间进行优化,16种多环芳烃加标回收率达到73%98%,RSD为:1.9%13.8%,LOD为:2.75831.7 ng。本实验利用优化后的实验条件成功检测海螺沟3个海拔冰雪样品中不同形态PAHs,得出溶解态多环芳烃平均含量为:0.00150.062μg/L、0.00110.046μg/L、0.00160.043μg/L。吸附态多环芳烃平均含量为:10.58754.25μg/L、18.83312.23μg/L、5.58326.53μg/L。溶解态多环芳烃以23环为主,占多环芳烃总量的82%85%,4环多环芳烃占总含量百分比为12%15%,且均以萘的含量为最高,其次为菲。而4环以上的高分子量PAHs只有3种被检出。数据表明:低环PAHs易随大气迁移,以溶解的形式存在,而高环PAHs易以吸附于颗粒物的形式存在。使用比值法对其来源进行初步解析,根据特征化合物的比值判断出溶解态和吸附态中的多环芳烃来源均属于燃煤和汽车尾气的混合源。
巫承洲[10]（2016）在《典型有机污染物的皮肤吸收、气—水界面迁移及人工碎屑的介导效应》文中认为物质在不同环境介质中的界面行为极大程度上决定着有机污染物的地球化学过程。为探讨大气污染物通过大气传递进而被皮肤吸收及其暴露方式对人体健康的潜在危害、有机污染物在近大气-水体界面处的迁移行为以及有机污染物在海湾地区“浓度热点”的分布模式与人工碎屑间的联系,本研究选择新疆乌鲁木齐市一烧烤排档采用气溶胶多级撞击采样器串联一气相捕集器分别采集分粒径颗粒物及气相样品,与此同时一并收集相关的烧烤食品,分析大气颗粒物（PM）的含量、烧烤烟气和烧烤食物中多环芳烃（PAHs）的浓度水平。同时,比较不同暴露方式（呼吸暴露、皮肤吸收和膳食摄入）所摄入PAHs的相对贡献及烧烤烟气对人体的潜在健康风险;此外,利用现有信息进一歩阐述有机污染物经人体皮肤吸收这一暴露途径,其中,根据文献报导值,初步对比电子垃圾拆解区居民经由皮肤吸收及呼吸作用自大气中所摄入四溴和五溴联苯醚（BDE-47和BDE-99）的相对贡献;并且,通过气-水界面被动采样装置,获取近气-水界面处疏水性有机物（多环芳烃和滴滴涕及其代谢产物（DDXs））的高分辨率浓度/逸度分布趋势;最后,考察人工碎屑对海湾沉积物中有机化合物（滴滴涕及其代谢产物、有机磷酸酯类（OPFRs）、有机锡化合物（OTs）和邻苯二甲酸酯类（PAEs））迁移与归趋的影响。研究发现,在烧烤排档的三处采样点（分别是距离炉边2 m、10 m及一对照区）中,PM10、PM2.5、苯并[a]芘（BaP）和总PAHs浓度高点皆出现在2 m处。其中,2 m处PM10、PM2.5和BaP浓度（9005300μg m-3、7004100μg m-3和7.28.8 ng m-3）皆超过中国的空气质量标准。而烧烤肉类食品中PAHs的BaP等效（BaPeq）平均值浓度（0.9±0.5 ng g-1）则皆低于欧盟地区对烟熏、烤肉类食品的相关标准（5 ng g-1）。应用国际辐射防护委员会（ICRP）的相关模型以评估颗粒态PAHs对人体呼吸系统的危害,其中,在人体肺部（气管/支氧管、细微支气管及气体交换的末稍肺泡区）所沉积的∑16PAH总量中超过90%是来自细颗粒（空气动力学直径小于1.8μm）的贡献。并且,当消费者在距离炉边2 m停留不多于1小时,则经非膳食暴露途径所摄入PAHs的BaP等效暴露量为3.077 ng d-1（其中,呼吸暴露为2.827 ng d-1,皮肤吸收为0.250 ng d-1）,与烧烤肉量消费上限为50150 g的BaP等效暴露量（22220 ng d-1）相当。此外,不同消费人群若只通过非膳食暴露途径接触PAHs,其终生致癌风险估计值为3.1×10-101.4×10-4（95%置信区间:1.2×10-81.2×10-5）,与美国环保局（US EPA）建议的可接受风险值（10-610-4）相当。结果表明,当暴露于室外烧烤烟气时,经由皮肤吸收气态PAHs其及潜在的健康风险,也须充分重视。与呼吸暴露相似,通过大气介导的皮肤暴露是不断地发生。然而,目前在电子垃圾拆解区居民暴露于特定污染物的健康风险评估中,皮肤通过大气-皮肤运移并吸收大气污染物,无论是颗粒态污染物还是气态污染物,这一途径却极少关注。经初步估算,在气温温暖期间,贵屿地区成人每日经皮肤吸收气态bde-47和bde-99,分别为0.65和0.61ngkg-1d-1,均超过经呼吸作用所摄入相对应颗粒态与气态的总和（分别是0.55和0.33ngkg-1d-1）。据此,对于具有较高皮肤渗透率的挥发性有机污染物以及低皮肤渗透率但在电子废弃物焚烧过程中可大量释放的化合物,其经由皮肤吸收这一暴露方式应引起相当的重视。本研究以低密度聚乙烯膜为吸附相,研制一气-水界面被动采样装置,可直接测定近大气-水界面处疏水性有机物的浓度/逸度分布趋势。室内试验表明,pahs自水体至大气的挥发趋势与其挥发半衰期一致。野外应用的测试中,该被动采样法（被动采样装置及独立式采样单元）的逸度分布曲线趋势与主动采样法（玻璃法及大体积采水）结果相一致。在两个采样点（海珠湖与海陵湾）中可检出pahs的逸度分布曲线为富集于近气-水界面;在海陵湾的p,p’-ddd则倾向自水体向大气扩散。此外,pahs的逸度分布趋势,表现出自大气或水体主体至界面递减并在近气-水界面处发生递增,反映疏水性有机物在近界面处的环境行为的复杂性。总体上,所研制的被动采样装置具有良好的可靠性和稳健性,这为探究疏水性有机物在大气-水体的环境迁移行为提供一良好的方法,有助于认识疏水性有机物的地球化学过程。早前的研究表明含有ddt的防污漆漆片可不均匀地分布于海湾地区。然而,防污漆漆片对于ddt类化合物或其他有机污染物在海湾地区的环境行为及归趋却尚未明确。对此,分析中国广东省一海湾渔业养殖区的表层沉积物、船体漆片及屋漆中ddt类化合物。结果显示,船舶修理厂周边沉积物中粗颗粒组分发现少量色彩鲜艳的颗粒物,其颗粒物经红外光谱分析证实为油漆碎片。同时,ddxs（ddts与其代谢产物）的最高浓度点出现在近船舶修理厂周边沉积物中粗颗粒（2002000μm）重密度（>1.7gcm-3）组分,显示漆片对海湾地区“热点”分布模式的有着重要地影响。此外,ddt类化合物自漆片及粗颗粒重密度组分的解吸过程是极其缓慢。并且,从船体漆片中检测出ddt高级代谢产物,同时相关的加标吸附实验,均证明船体表面漆层或漆片可以作为一吸附相,进而富集有机污染物。因此,分布不均匀的漆片可以极大程度地影响疏水性有机物在海湾地区的相关环境行为与归趋。最后,进行ddts的源解析时,利用粒径及密度相关浓度所得结果相对更为精确;同时也表明当漆片存在于环境基质时可极大程度地影响源分析的结果。为深入了解其他人工碎屑,除防污漆漆片,对其他疏水性有机物在海湾地区环境行为与归趋的潜在影响。对此,进一歩从海湾沉积物中分离出更多的人工碎屑,并分析其中的OPFRs、OTs、PAEs及DDTs浓度水平。结果发现,体积较大（>200μm）的人工碎屑也是不均一地分布于表层沉积物中,并且主要在船舶修理厂周边、网箱养殖区或渔业活动区以及临近航道区域。此外,人工碎屑中OPFRs、OTs、PAEs及DDTs的浓度水平（中值分别为11、0.2、11和3.9μg g-1干重-1）是全沉积物浓度（中值分别是19、60、240和570 ng g-1干重-1）的13个数量级。同时,OPFRs、OTs及PAEs主要富集于沉积物的粗颗粒中（632000μm）,并与沉积物颗粒粒径大小及其总有机碳含量并无显着性相关（p>0.05）。另一方面,当人工碎屑（具有明显颜色的颗粒、薄膜与碎片）自粗颗粒（2002000μm）中轻密度组分（<1.7 g cm-3）移除后,其轻密度组分中的OPFRs、OTs、PAEs和DDTs浓度则有大幅度的下降（分别减少84%、59%、55和7%）。显然,海湾地区沉积物中人工碎屑的不均一性分布,可以改变沉积物中有机化合物的表观吸附能力,同时弱化有机质与沉积物颗粒大小对有机化合物在海湾地区分布的影响力。最后,沉积物样品的制备和筛选人工碎屑的操作过程中,研磨与干法过筛以及密度浮选法,可能会人为破坏沉积物的粒径分布及低估大量重密度的人工碎屑颗粒,以致错误评估沉积物中有毒有害物质对环境的潜在危害及其生态风险。
二、吸附态多氯有机物萃取分析方法研究（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、吸附态多氯有机物萃取分析方法研究（论文提纲范文）
（1）三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 多氯联苯概述 |
| 1.2 多氯联苯污染现状 |
| 1.3 土壤中多氯联苯修复技术 |
| 1.4 高铁酸钾概述 |
| 1.5 白腐真菌在土壤修复中应用 |
| 1.6 研究意义、内容及技术路线 |
| 2 实验材料与分析检测方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.3 分析方法的确立 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 不同表面活性剂对土壤中PCB138洗脱研究 |
| 3.1 表面活性剂CMC值测定 |
| 3.2 表面活性剂对土壤中PCB138洗脱 |
| 3.3 表面活性剂对土壤中PCB138洗脱机理研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 高铁酸钾与白腐真菌对洗脱液及土壤中PCB138降解研究 |
| 4.1 改性前后高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解研究 |
| 4.2 高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解动力学研究 |
| 4.3 改性前后高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解影响因素分析 |
| 4.4 白腐真菌对洗脱后土壤中PCB138降解分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（2）基于QSAR模型的毒理分析及多溴二苯醚的环境行为及生态风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 多溴二苯醚简介 |
| 1.2 QSAR模型简介 |
| 1.2.1 QSAR模型原理 |
| 1.2.2 QSAR模型工作流程 |
| 1.2.3 QSAR模型预测的环境生物毒性相关参数 |
| 1.2.4 QSAR在环境毒性方面的应用 |
| 1.3 PBDEs的环境分布简介 |
| 1.3.1 大气环境中PBDEs的分布 |
| 1.3.2 土壤和沉积物中PBDEs的分布 |
| 1.3.3 水环境中PBDEs的分布 |
| 1.3.4 生物体及人体组织内PBDEs的分布 |
| 1.4 PBDEs的分析方法简介 |
| 1.4.1 样品前处理技术简介 |
| 1.4.2 气相色谱-质谱分析技术 |
| 1.5 PBDEs的生态效应评估简介 |
| 1.5.1 PBDEs的环境效应评估 |
| 1.5.2 PBDEs的健康风险评估 |
| 1.6 研究目的及其意义 |
| 第二章 基于QSAR模型的多溴二苯醚毒理研究 |
| 2.1 QSAR模型参数 |
| 2.2 分子轨道学参数 |
| 2.3 QSAR模型建立 |
| 2.4 PBDEs生物毒性QSAR模型检验与评价 |
| 2.5 PBDEs生物累积性QSAR模型检验与评价 |
| 2.6 PBDEs持久性QSAR模型检验与评价 |
| 2.7 PBDEs远距离迁移性QSAR模型检验与评价 |
| 2.8 本章小结 |
| 第三章 多溴二苯醚的多环境介质分析方法建立 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.2 样品采集 |
| 3.3 材料和设备 |
| 3.4 样品前处理 |
| 3.4.1 样品制备 |
| 3.4.2 样品提取 |
| 3.4.3 样品浓缩 |
| 3.4.4 样品净化 |
| 3.4.5 样品浓缩 |
| 3.5 分析方法建立 |
| 3.5.1 气相色谱条件建立 |
| 3.5.2 质谱条件建立 |
| 3.5.3 标准曲线建立 |
| 3.5.4 定量方法 |
| 3.6 方法特性指标 |
| 3.6.1 方法检出限 |
| 3.6.2 精密度和准确度 |
| 3.7 质量控制与保证 |
| 3.7.1 空白测定 |
| 3.7.2 回收率测定 |
| 3.8 本章小结 |
| 第四章 多环境介质中多溴二苯醚的分布研究 |
| 4.1 土壤中PBDEs的浓度水平分析 |
| 4.1.1 土壤中PBDEs的含量 |
| 4.1.2 PBDEs的空间分布特征 |
| 4.1.3 与其他地区污染水平的比较 |
| 4.2 土壤中PBDEs垂直分布 |
| 4.3 植物中PBDEs的污染特性 |
| 4.4 鱼体中PBDEs的污染特性 |
| 4.5 多溴二苯醚的环境行为分析 |
| 4.5.1 持久性 |
| 4.5.2 生物富集性 |
| 4.5.3 多环境介质中的迁移 |
| 4.6 多环境介质中多溴二苯醚的毒性分析 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 多环境介质中多溴二苯醚的风险评估 |
| 5.1 多溴二苯醚的环境阈值 |
| 5.1.1 BDE-47的环境阈值 |
| 5.1.2 商用五溴联苯醚的环境阈值 |
| 5.1.3 商用八溴联苯醚的环境阈值 |
| 5.1.4 商用十溴联苯醚的环境阈值 |
| 5.2 多环境介质中PBDEs的风险评估 |
| 5.2.1 废弃工厂表层土壤中PBDEs生态风险评估 |
| 5.2.2 废弃工厂深层土壤中PBDEs生态风险评估 |
| 5.2.3 废弃工厂植物中PBDEs生态风险评估 |
| 5.2.4 生产工厂周边鱼体中PBDEs风险评估 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 研究成果及发表的学术论文 |
| 作者和导师简介 |
| 附件 |
（3）结合水体被动采样的斑马鱼胚胎毒性测试：广州典型污水处理厂及河道的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及现状 |
| 1.2 研究目的、内容及技术路线 |
| 2 被动采样用吸附剂合成、吸附效果及毒性验证 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验试剂及仪器 |
| 2.3 实验内容 |
| 2.4 实验结果与讨论 |
| 2.5 实验小结 |
| 3 广州市河涌的水体风险评价 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验试剂及仪器 |
| 3.3 实验内容 |
| 3.4 实验结果与讨论 |
| 3.5 实验小结 |
| 4 污水处理厂的水体风险评价 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 污水处理厂工艺流程 |
| 4.3 实验试剂及仪器 |
| 4.4 实验内容 |
| 4.5 实验结果与讨论 |
| 4.6 实验小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 不足及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（4）长江江阴段水体污染物分布特征与去除特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 课题研究的背景及目的和意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的和意义 |
| 1.2 特征污染物污染研究现状 |
| 1.3 底泥污染物向上覆水释放研究现状 |
| 1.3.1 底泥污染物对上覆水的影响 |
| 1.3.2 底泥污染物向上覆水释放的影响因素 |
| 1.3.3 底泥中污染物释放动力学模型 |
| 1.4 特征污染物处理工艺研究现状 |
| 1.4.1 常规工艺的局限性 |
| 1.4.2 强化混凝工艺 |
| 1.4.3 活性炭吸附工艺 |
| 1.4.4 臭氧氧化工艺 |
| 1.5 课题来源与主要研究内容 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 主要研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 课题研究的材料和方法 |
| 2.1 长江江阴段试验地介绍 |
| 2.2 采样点布设与采集 |
| 2.2.1 水体采样 |
| 2.2.2 底泥采样 |
| 2.2.3 采样时间与频率 |
| 2.3 试验仪器与药剂 |
| 2.3.1 试验药品 |
| 2.3.2 试验仪器与设备 |
| 2.4 检测指标和检测分析方法 |
| 2.4.1 检测指标 |
| 2.4.2 预处理方法 |
| 2.4.3 净化方法 |
| 2.4.4 检测分析方法 |
| 第3章 长江江阴段原水与底泥污染物分布规律研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 长江江阴段原水水质特性分析 |
| 3.2.1 长江江阴段水质常规检测指标时间变化规律研究 |
| 3.2.2 长江江阴段特征污染物时空分布与趋势变化研究 |
| 3.3 长江江阴段底泥中污染物分布规律研究 |
| 3.3.1 长江江阴段底泥中常规污染物时空分布与变化研究 |
| 3.3.2 长江江阴段底泥中特征污染物时空分布与变化研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 底泥中污染物释放实验模拟与规律研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 底泥与上覆水中污染物的相互影响分析 |
| 4.3 底泥中特征污染物向上覆水释放的影响因素 |
| 4.3.1 扰动强度的影响 |
| 4.3.2 温度的影响 |
| 4.3.3 pH的影响 |
| 4.4 底泥中特征污染物释放动力学研究 |
| 4.4.1 释放动力学过程 |
| 4.4.2 释放动力学拟合分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 长江江阴段原水特征污染物去除特性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 强化混凝工艺对特征污染物去除特性研究 |
| 5.2.1 混凝剂种类对去除效能的影响 |
| 5.2.2 混凝剂投加量对去除效能的影响 |
| 5.2.3 强化混凝对特征污染物的去除能力评估 |
| 5.3 粉末活性炭对于原水特征污染物的吸附去除效能 |
| 5.3.1 粉末活性炭性能指标 |
| 5.3.2 粉末活性炭吸附对特征污染物的去除能力评估 |
| 5.3.3 粉末活性炭对原水特征污染物的吸附等温线 |
| 5.4 臭氧氧化对于有机特征污染物的去除研究 |
| 5.4.1 臭氧氧化对于有机特征污染物的去除效果 |
| 5.4.2 臭氧投加量对于有机特征污染物去除效果的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（5）有序介孔基固相微萃取涂层的制备及性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语对照表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 有机样品前处理技术现状 |
| 1.3 SPME技术研究现状 |
| 1.3.1 SPME技术发展概况 |
| 1.3.2 固相微萃取技术的理论基础 |
| 1.3.3 SPME涂层材料的研究现状 |
| 1.3.4 涂层技术 |
| 1.3.5 SPME技术的应用 |
| 1.4 课题的提出与研究思路 |
| 1.4.1 课题的提出 |
| 1.4.2 课题的研究思路 |
| 2 有序介孔碳-固相微萃取涂层的制备方法研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 实验仪器与试剂 |
| 2.2.2 OMC-SPME纤维的制备 |
| 2.2.3 涂层结构和物理性能表征 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 OMC的形成机制 |
| 2.3.2 OMC涂层材料结构和物理性能表征 |
| 2.3.3 OMC纤维形貌和结构特征分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 有序介孔碳涂层的性能评价与分析方法的建立 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 实验试剂与仪器 |
| 3.2.2 OMC-SPME纤维的制备 |
| 3.2.3 涂层萃取性能的表征 |
| 3.2.4 仪器分析条件 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 SPME萃取条件的优化 |
| 3.3.2 制备条件对萃取效果的影响 |
| 3.3.3 与商品化的萃取效果对比 |
| 3.3.4 涂层的稳定性和使用寿命 |
| 3.3.5 分析方法的建立与评价 |
| 3.3.6 实际样品的分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 有序介孔硅涂层对水中氯酚的固相微萃取性能评价 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 实验仪器与试剂 |
| 4.2.2 介孔硅SPME涂层的制备 |
| 4.2.3 涂层结构和物理性能表征 |
| 4.2.4 涂层萃取性能的表征 |
| 4.2.5 仪器分析条件 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 OMS涂层的形成机制 |
| 4.3.2 介孔硅涂层的结构和物理性能表征 |
| 4.3.3 介孔硅涂层的形貌表征 |
| 4.3.4 涂层萃取性能的表征 |
| 4.3.5 涂层的稳定性 |
| 4.3.6 分析方法的建立与评价 |
| 4.3.7 实际样品的分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 大孔径介孔碳涂层对水中多环芳烃的固相微萃取性能评价 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.2.1 实验试剂与仪器 |
| 5.2.2 模板剂PEO-b-PS的合成 |
| 5.2.3 大孔径OMC涂层的制备 |
| 5.2.4 仪器分析条件 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 PEO-Br和 PEO-b-PS表征 |
| 5.3.2 LP-OMC涂层的形成机制 |
| 5.3.3 LP-OMC的结构和物理性能表征 |
| 5.3.4 LP-OMC纤维形貌特征 |
| 5.3.5 LP-OMC涂层的萃取性能研究 |
| 5.3.6 实际样品的分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（6）极性有机物整合采样器吸附剂的合成优化及其在广州城市水体监测上的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 被动采样器类型 |
| 1.1.1 大气污染物的监测被动采样器类型 |
| 1.1.2 水中污染物的监测被动采样器类型 |
| 1.1.3 土壤和沉积物中污染物的监测被动采样器类型 |
| 1.2 POCIS在水环境中化合物监测上的应用 |
| 1.2.1 POCIS结构 |
| 1.2.2 POCIS原理 |
| 1.2.3 POCIS校正方法 |
| 1.2.4 POCIS采样速率影响因素 |
| 1.2.4.1 环境因素对POCIS采样速率影响 |
| 1.2.4.2 化合物性质对POCIS采样速率影响 |
| 1.2.4.3 POCIS结构对POCIS采样速率影响 |
| 1.2.5 POCIS在水环境监测上的应用 |
| 1.2.5.1 定量分析 |
| 1.2.5.2 定性筛查 |
| 1.2.5.3 生物检测 |
| 1.3 水体中新烟碱杀虫剂、有机磷杀虫剂和有机磷阻燃剂污染状况及危害 |
| 1.3.1 水体中新烟碱杀虫剂污染状况及危害 |
| 1.3.1.1 水体中新烟碱杀虫剂污染状况 |
| 1.3.1.2 水体中新烟碱杀虫剂危害 |
| 1.3.2 水体中有机磷杀虫剂污染状况及危害 |
| 1.3.2.1 水体中有机磷杀虫剂污染状况 |
| 1.3.2.2 水体中有机磷杀虫剂危害 |
| 1.3.3 水体中有机磷阻燃剂污染状况及危害 |
| 1.3.3.1 水体中有机磷阻燃剂污染状况 |
| 1.3.3.2 水体中有机磷阻燃剂危害 |
| 1.4 研究现状与存在的问题 |
| 1.5 研究思路、内容和意义 |
| 1.5.1 研究思路 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.2.1 新吸附剂合成、筛选与验证 |
| 1.5.2.2 Pha-POCIS及syn-POCIS分析新烟碱、有机磷类杀虫剂和有机磷阻燃剂的参数校正 |
| 1.5.2.3 Pha-POCIS及syn-POCIS监测广州城市河道中新型杀虫剂和有机磷阻燃剂 |
| 1.5.3 研究意义 |
| 第2章 新吸附剂合成、筛选与验证 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.3 实验内容 |
| 2.3.1 吸附剂合成、筛选与结构表征 |
| 2.3.2 合成吸附剂固相萃取条件优化 |
| 2.3.3 方法评估 |
| 2.3.4 珠江广州段水样采集及前处理 |
| 2.3.5 仪器分析 |
| 2.3.6 质量保证与质量控制 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 吸附剂合成、筛选与结构特点 |
| 2.4.2 固相萃取条件优化 |
| 2.4.3 方法评估 |
| 2.4.4 珠江广州段水体中多类杀虫剂残留分析 |
| 2.5 结论 |
| 第3章 商品化药物校准POCIS及新合成固相吸附相POCIS分析新烟碱和有机磷杀虫剂参数校正 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.3 实验内容 |
| 3.3.1 流动系统搭建 |
| 3.3.2 流动系统运行过程中新烟碱和有机磷杀虫剂分析方法建立及其浓度监测 |
| 3.3.3 POCIS膜材质的选择 |
| 3.3.4 POCIS新烟碱和有机磷杀虫剂加标回收率 |
| 3.3.5 Pha-POCIS和syn-POCIS新烟碱和有机磷杀虫剂吸附动力学考察 |
| 3.3.6 Pha-POCIS和syn-POCIS暴露于不同水浓度条件下新烟碱和有机磷杀虫剂流动系统中 |
| 3.3.7 Pha-POCIS和syn-POCIS暴露于不同水流速率条件下新烟碱和有机磷杀虫剂流动系统中 |
| 3.3.8 仪器分析 |
| 3.3.9 质量保证与质量控制 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 流动系统暴露池中新烟碱和有机磷杀虫剂水浓度分析方法效果 |
| 3.4.2 不锈钢固定圆盘对目标化合物的吸附及POCIS膜选择 |
| 3.4.3 POCIS新烟碱和有机磷杀虫剂加标回收率 |
| 3.4.4 Pha-POCIS和syn-POCIS新烟碱及有机磷杀虫剂吸附动力学与采样速率 |
| 3.4.5 新烟碱与有机磷杀虫剂水浓度的影响 |
| 3.4.6 水流速率的影响 |
| 3.4.7 辛醇水分布系数与pha-POCIS和syn-POCIS新烟碱及有机磷杀虫剂采样速率之间的关系 |
| 3.5 结论 |
| 第4章 商品化药物校准POCIS及新合成固相吸附相POCIS分析有机磷阻燃剂参数校正 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.3 实验内容 |
| 4.3.1 水体中有机磷阻燃剂分析方法建立 |
| 4.3.2 考察尼龙膜及不锈钢固定圆盘对有机磷阻燃剂化合物的吸附 |
| 4.3.3 POCIS对有机磷阻燃剂化合物加标回收率 |
| 4.3.4 Pha-POCIS和syn-POCIS对有机磷阻燃剂化合物吸附动力学考察及采样速率计算 |
| 4.3.5 Pha-POCIS和syn-POCIS暴露于不同水浓度条件下有机磷阻燃剂化合物流动系统中 |
| 4.3.6 Pha-POCIS和syn-POCIS暴露于不同水流速率条件下有机磷阻燃剂化合物流动系统中 |
| 4.3.7 仪器分析 |
| 4.3.8 质量保证与质量控制 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 流动系统暴露池有机磷阻燃剂化合物水浓度分析方法效果 |
| 4.4.2 NL膜及不锈钢固定圆盘对有机磷阻燃剂的吸附 |
| 4.4.3 POCIS有机磷阻燃剂化合物加标回收率 |
| 4.4.4 Pha-POCIS和syn-POCIS有机磷阻燃剂化合物吸附动力学及采样速率 |
| 4.4.5 有机磷阻燃剂化合物水浓度的影响 |
| 4.4.6 水流速率的影响 |
| 4.4.7 辛醇-水分布系数与pha-POCIS和syn-POCIS有机磷阻燃剂化合物采样速率之间的关系 |
| 4.5 结论 |
| 第5章 商品化药物校准POCIS及新合成固相吸附相POCIS在监测广州城市河道中新型杀虫剂和有机磷阻燃剂上的应用 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.3 实验内容 |
| 5.3.1 Syn-POCIS和pha-POCIS洗脱效率 |
| 5.3.2 固相萃取同时测定水体中农药残留及有机磷阻燃剂方法验证 |
| 5.3.3 POCIS野外投放及主动方式水样采集 |
| 5.3.4 POCIS和主动方式水样采集样品前处理 |
| 5.3.5 仪器分析 |
| 5.3.6 质量控制与质量保证 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 Syn-POCIS和pha-POCIS各目标化合物洗脱效率 |
| 5.4.2 不同水基质及加标浓度条件下各目标化合物回收率值 |
| 5.4.3 新烟碱杀虫剂、有机磷杀虫剂和有机磷阻燃剂检测限与定量限 |
| 5.4.4 新烟碱杀虫剂、有机磷杀虫剂和有机磷阻燃剂pha-POCIS、syn-POCIS与主动采样结果 |
| 5.4.5 Pha-POCIS与syn-POCIS检测结果的比较 |
| 5.4.6 Syn-POCIS与主动采样结果的比较 |
| 5.5 结论 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（7）利用被动采样技术探究人为活动对南极和中国淡水中有机污染物的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 引言 |
| 1.1 快速发展的城市化进程对人类社会的影响 |
| 1.2 水环境中的有机污染物 |
| 1.3 被动采样技术 |
| 1.3.1 被动采样技术的现状与应用 |
| 1.3.2 被动采样技术的原理 |
| 1.3.3 被动采样的环境影响因素 |
| 1.3.4 行为参考物质 |
| 1.4 研究现状与不足 |
| 1.4.1 南极洲有机污染物的研究现状与不足 |
| 1.4.2 中国淡水中有机污染物的研究现状与不足 |
| 1.5 研究内容、与意义 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究意义 |
| 第2章 南极内陆湖水中溶解性有机污染物 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验与方法 |
| 2.2.1 实验基本材料及预处理 |
| 2.2.2 目标化合物 |
| 2.2.3 过柱方法验证 |
| 2.2.4 预吸附PRCs的均一性验证 |
| 2.2.5 采集点描述 |
| 2.2.6 采样装置的准备 |
| 2.2.7 采样器的野外放置 |
| 2.2.8 LDPE膜样品的萃取 |
| 2.2.9 仪器分析 |
| 2.2.10 质量保证与质量控制（QA/QC） |
| 2.2.11 数据处理与分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 过柱方法和LDPE膜预吸附均一性验证的结果 |
| 2.3.2 目标化合物的采样速率 |
| 2.3.3 目标PAHs的溶解态浓度 |
| 2.3.4 PAHs的来源分析 |
| 2.3.5 PAHs进入内陆湖中的传输机制来源分析 |
| 2.3.6 小结和启示 |
| 第3章 人为活动对中国淡水中溶解态多环芳烃的重要影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验与方法 |
| 3.2.1 目标化合物 |
| 3.2.2 采样装置的准备和野外放置 |
| 3.2.3 LDPE膜样品的萃取 |
| 3.2.4 土壤样品的采集和前处理 |
| 3.2.5 仪器分析 |
| 3.2.6 质量保证与质量控制（QA/QC） |
| 3.2.7 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 PAHs的空间分布 |
| 3.3.2 人为活动对PAHs的空间分布的影响 |
| 3.3.3 中国淡水中PAHs和世界上其他水体中PAHs的比较 |
| 3.3.4 中国淡水中溶解态PAHs的来源分析 |
| 3.3.5 水环境质量的担忧和启示 |
| 第4章 主要结论、创新之处、不足与展望 |
| 4.1 主要结论 |
| 4.2 创新之处 |
| 4.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（8）大气颗粒物上多环芳烃的污染特征、来源及健康风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 多环芳烃 |
| 1.2.1 物理及化学性质 |
| 1.2.2 大气中颗粒态PAHs的浓度水平 |
| 1.2.3 粒径分布 |
| 1.2.4 气象条件对多环芳烃在大气颗粒物上浓度、粒径分布的影响 |
| 1.2.5 源解析 |
| 1.2.6 风险评价 |
| 1.3 大气颗粒物携带多环芳烃的萃取方法研究 |
| 1.3.1 大气颗粒物上多环芳烃的萃取方法 |
| 1.3.2 多环芳烃在大气颗粒物上萃取的影响因素 |
| 1.4 本文研究内容、目的和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 多环芳烃萃取条件优化探索研究 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 试剂 |
| 2.1.2 仪器 |
| 2.1.3 萃取方法选择 |
| 2.1.4 正交设计试验 |
| 2.1.5 样品预处理 |
| 2.1.6 多环芳烃的GCMS分析 |
| 2.1.7 质量控制和质量保证 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 单溶剂 |
| 2.2.2 双溶剂 |
| 2.2.3 萃取溶剂用量与样品重量关系 |
| 2.2.4 萃取时间(萃取单元时间及萃取次数) |
| 2.2.5 方法验证 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 多环芳烃在不同粒径大气颗粒物上的浓度及分布研究 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.2 仪器与设备 |
| 3.2.1 采样器 |
| 3.2.2 采样滤膜 |
| 3.3 采样点布设与采样时间 |
| 3.4 质量保证与质量控制 |
| 3.4.1 采样前滤膜的预处理 |
| 3.4.2 采样过程的质量控制与保证 |
| 3.4.3 实验用品的质量控制与保证 |
| 3.4.4 空白实验与定量限 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 大气颗粒物的污染特征 |
| 3.5.2 颗粒相多环芳烃的浓度水平 |
| 3.5.3 颗粒相多环芳烃的粒径分布 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 分布在不同粒径大气颗粒物中的多环芳烃源解析 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.1.1 正矩阵因子分解法 |
| 4.1.2 气固相分配理论(G+Ppartitioning) |
| 4.1.3 实验对象 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 颗粒相PAHs浓度源解析结果 |
| 4.2.2 PAHs总浓度源解析结果 |
| 4.2.3 对比分析 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 分布在不同粒径大气颗粒物中的多环芳烃风险评价研究 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.1.1 BaP总毒性当量浓度 |
| 5.1.2 终生致癌风险模型 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 多环芳烃在不同粒径大气颗粒物中的BaPeq水平 |
| 5.2.2 多环芳烃在不同粒径大气颗粒物对人体呼吸系统风险评价 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 结论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读学位期间所发表的学术论文 |
| 附录B 攻读学位期间所参与的研究课题 |
| 致谢 |
（9）海螺沟冰雪中多环芳烃的形态分析及来源解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 多环芳烃的介绍 |
| 1.2 多环芳烃的危害 |
| 1.3 多环芳烃的理化性质 |
| 1.4 芳烃的前处理方法 |
| 1.4.1 液-液萃取(liquid -liquid extraction, LLE) |
| 1.4.2 固相萃取 (solid -phase extraction, SPE) |
| 1.4.3 固相微萃取(solid -phase microextraction, SPME) |
| 1.4.4 液相微萃取(Liquid -phase microextraction, LPME) |
| 1.4.5 超声辅助萃取(ultrasound -phase extraction, UAE) |
| 1.4.6 浊点萃取(cloud -point extraction,CPE) |
| 1.5 多环芳烃的检测方法 |
| 1.5.1 液相色谱原子荧光(HPLC-FLD) |
| 1.5.2 气相色谱-三重四级杆质谱联用(GC-MS/MS) |
| 1.5.3 气相色谱-离子阱质谱联用(GC-IT-MS) |
| 1.5.4 气相色谱-飞行时间质谱联用(GC-QTOF-MS) |
| 1.6 多环芳烃形态分析与源解析研究的现状和意义 |
| 1.6.1 多环芳烃源解析意义 |
| 1.6.2 海螺沟冰雪中多环芳烃的形态分析及来源解析的意义 |
| 第2章 实验方法的建立 |
| 2.1 实验部分 |
| 2.1.1 实验仪器与试剂 |
| 2.1.2 样品的采集与保存 |
| 2.2 样品前处理 |
| 2.2.1 样品的分离与净化 |
| 2.2.2 雪水样品的处理 |
| 2.2.3 颗粒物样品的处理 |
| 2.3 GC-MS/MS分析条件的确定 |
| 2.3.1 质谱扫描模式的选择 |
| 2.4 方法的质量控制 |
| 2.4.0 标准曲线 |
| 2.4.1 方法的准确度、检测限、精密度 |
| 2.4.2 空白实验 |
| 2.5 样品前处理条件优化 |
| 2.5.1 萃取剂种类的选择 |
| 2.5.2 超声时间的优化 |
| 2.5.3 萃取剂用量的优化 |
| 第3章 海螺沟冰雪中16种多环芳烃的测定 |
| 3.1 海螺沟冰川情况概述 |
| 3.2 16种PAHs的分离与定性 |
| 3.3 雪水中溶解态PAHs的定性分析 |
| 3.4 颗粒物中吸附态PAHs的定性分析 |
| 第4章 溶解态与吸附态多环芳烃的分布与源解析 |
| 4.1 海螺沟冰雪中溶解态PAHs含量分析 |
| 4.2 冰雪中溶解态PAHs海拔特征 |
| 4.3 冰雪中溶解态PAHs来源解析 |
| 4.4 海螺沟冰雪中吸附态PAHs含量分析 |
| 4.5 冰雪中吸附态PAHs分布特征 |
| 4.6 冰雪中吸附态PAHs来源解析 |
| 4.7 溶解态PAHs与吸附态PAHs单体分布对比 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得学术成果 |
（10）典型有机污染物的皮肤吸收、气—水界面迁移及人工碎屑的介导效应（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 第一节 有机污染物在环境中的迁移转化 |
| 一、有机污染物在环境中的物理过程 |
| 二、有机污染物在环境中的化学过程 |
| 三、有机污染物在环境中的生物过程 |
| 第二节 有机污染物的环境界面行为与地球化学过程 |
| 一、皮肤吸收 |
| 二、大气-水界面 |
| 三、人工碎屑与污染物的分布 |
| 第三节 被动采样技术与定量方法 |
| 一、被动采样技术的应用 |
| 二、被动采样的定量依据 |
| 第四节 研究内容与意义 |
| 一、对象污染物及研究内容 |
| 二、研究意义 |
| 第二章 人体皮肤吸收大气污染物：一个被忽略的暴露途径 |
| 第一节 烧烤烟气：一个被忽略的室外的健康危害? |
| 一、前言 |
| 二、实验与方法 |
| 三、结果与讨论 |
| 第二节 电子垃圾焚烧烟气中有机污染物经人体皮肤吸收是一重要暴露途径 |
| 一、前言 |
| 二、大气传递与皮肤吸收 |
| 三、通过衣服介导的皮肤暴露 |
| 第三章 疏水性有机污染物在气-水界面的迁移过程 |
| 第一节 前言 |
| 第二节 实验与方法 |
| 一、LDPE膜的预吸收PRCs物质 |
| 二、采样装置的研制 |
| 三、采样装置的室内检验 |
| 四、采样装置的野外应用 |
| 五、样品萃取 |
| 六、仪器分析 |
| 七、质量保证与质量控制（QA/QC） |
| 八、数据处理和分析 |
| 第三节 结果与讨论 |
| 一、采样装置防光解设计的有效性其及对采样微环境的人为扰动程度 |
| 二、室内微体系的结果 |
| 三、野外应用结果 |
| 四、HOCs近界面处浓度对HOCs气-水扩散交换的重要性 |
| 第四节 小结 |
| 第四章 人工碎屑介导有机污染物在海湾沉积物的迁移过程 |
| 第一节 船体漆片对滴滴涕及其代谢物在海湾沉积物中分布的影响 |
| 一、前言 |
| 二、实验与方法 |
| 三、结果与讨论 |
| 四、小结 |
| 第二节 人工碎屑介导有机化合物在海湾沉积物中的分布 |
| 一、前言 |
| 二、实验与方法 |
| 三、结果与讨论 |
| 四、小结 |
| 第五章 主要结论、创新之处、不足与展望 |
| 第一节 主要结论 |
| 第二节 创新之处 |
| 第三节 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录A |
| 文字A1 案例说明：由PE膜上的浓度估算目标化合物的逸度 |
| 文字A2 水体微表层的采样过程及富集现象 |
| 作者简介及在学期间发表的学术论文与研究成果 |
四、吸附态多氯有机物萃取分析方法研究（论文参考文献）
- [1]三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究[D]. 朱含露. 辽宁工程技术大学, 2020(02)
- [2]基于QSAR模型的毒理分析及多溴二苯醚的环境行为及生态风险研究[D]. 李南锟. 北京化工大学, 2019(01)
- [3]结合水体被动采样的斑马鱼胚胎毒性测试：广州典型污水处理厂及河道的应用[D]. 严钤鲲. 暨南大学, 2019(02)
- [4]长江江阴段水体污染物分布特征与去除特性研究[D]. 马帅. 哈尔滨工业大学, 2019(02)
- [5]有序介孔基固相微萃取涂层的制备及性能研究[D]. 蒋慧. 南京理工大学, 2019(01)
- [6]极性有机物整合采样器吸附剂的合成优化及其在广州城市水体监测上的应用[D]. 熊晶晶. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2017(09)
- [7]利用被动采样技术探究人为活动对南极和中国淡水中有机污染物的影响[D]. 姚瑶. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2017(01)
- [8]大气颗粒物上多环芳烃的污染特征、来源及健康风险评价[D]. 李萍. 湖南大学, 2016(03)
- [9]海螺沟冰雪中多环芳烃的形态分析及来源解析[D]. 安娜. 成都理工大学, 2016(03)
- [10]典型有机污染物的皮肤吸收、气—水界面迁移及人工碎屑的介导效应[D]. 巫承洲. 中国科学院研究生院(广州地球化学研究所), 2016(08)