一、三氯杀螨醇生物效应及其检测方法研究进展（论文文献综述）
开晓莉[1]（2021）在《清水河重金属与有机氯农药的环境行为及健康风险研究》文中研究表明重金属和有机氯农药（Organochlorine Pesticides,OCPs）作为两种典型的持久性有毒污染物,可在河流水环境物理、化学及生物作用下,在上覆水-间隙水-沉积物之间迁移转化,对水环境造成持久性影响,探明其在水体和沉积物中的环境行为、作用机制及健康风险具有重要意义。本研究以清水河水体和沉积物中的重金属和OCPs为研究对象,利用多元统计分析、同位素定年及数学模型等方法,对重金属和OCPs在水体和沉积物中的赋存规律、历史沉降记录、主要来源、潜在生态风险、人类健康风险、环境地球化学行为、控制因素、作用机制及吸附模型进行了系统研究,主要取得如下成果:（1）系统地对重金属和OCPs在沉积物中的赋存规律、来源、归宿及生态风险研究发现:清水河沉积物中重金属的富集倍数、地积累指数及潜在生态风险随着沉积深度的增加而在不断的降低,重金属中Cd和Hg的生态风险较大,Cr和Hg在某些断面存在负面生物毒性效应频繁发生的可能。重金属污染主要来自于人为活动产生的Cd和Hg的复合型污染。沉积物中共检出19种OCPs,检出含量范围为nd～36.527ng·g-1,检出率为79.05%,OCPs污染以DDTs和Endosulfan为主。整个河流OCPs含量总体上随着沉积深度的增加呈现增加的趋势,在15～20cm沉积范围内污染峰明显。OCPs中Endosulfan具有一定的潜在生态风险,尤其在5～10cm沉积范围内可能对生物造成潜在的危害。4类典型的OCPs（HCHs、DDTs、Endosulfan及Chlordane）污染主要来自于历史上的残留,但近些年局部地区环境中有少量林丹、三氯杀螨醇、硫丹及氯丹类化合物的输入。（2）利用210Pb同位素定年法进行重金属和OCPs的沉降记录研究,揭示了重金属和OCPs从1977～2017年期间的沉降记录,其中重金属污染与经济发展相关,OCPs与使用量相关。在1977～2017年期间,随着时间的推移沉积物重金属污染程度在不断的加剧,而OCPs污染程度基本上在不断减弱,重金属和OCPs分别在1993～2001年、1985～1993年期间污染明显。（3）研究揭示了沉积物中OCPs、重金属、理化参数及营养元素之间的赋存关系和作用机制,优选建立了重金属、OCPs吸附量与控制因素之间的函数模型。研究发现Cd与Hg、As与Pb具有相似的来源和分布规律,而Cr的富集有着较独立的形成因素,表层沉积物中TOC、盐度分别对Cd和Pb的积累和迁移有一定的影响,Cd与TOC具有亲源性,Pb释放量的增幅随盐度梯度增加呈逐渐递增趋势,且在高盐度环境下表层沉积物对DDTs拥有更大的吸附效率,而γ-HCH和HCHs的含量随着pH的增加而降低,TN和TP分别对EndosulfanⅡ和DDT在沉积物中的富集有一定的影响。重金属Cr和Pb对Endosulfan,Cd对p,p’-DDT,As对Heptachlor epoxide和DDE,以及Pb对p,p’-DDE和DDE在沉积物中的积累和富集均有一定的影响。（4）采用抽样问卷调查和实际测量的方法对清水河流域周边1600余名居民的基础、饮水及皮肤暴露参数进行研究发现:人群饮水摄入率、涉水行为频率及持续时间均受城乡、性别、年龄、季节等因素的影响而存在明显的差异,皮肤比表面积也受年龄、城乡、性别等因素的影响。（5）通过对水体重金属和OCPs通过不同暴露途径对不同人群所致潜在健康风险进行研究发现:重金属和OCPs对不同人群所致健康总风险水平在1.575×10-5～1.640×10-4a-1之间,且枯水期>春汛期>夏汛期,饮水途径>皮肤接触途径,男性>女性,人群年龄越小,所受健康风险越大,女性所受皮肤暴露健康风险相对较高,尤其是18～40岁城市女性。手部是人体通过皮肤接触途径所受健康风险最高的一个部位,且成年女性明显高于其他群体。水环境中致癌重金属为重点控制的健康风险因子,尤其是As,且枯水期为重点关注时期。以上研究成果为控制清水河重金属和OCPs污染并进行有效的风险管理提供科学依据,对治理和改善流域水环境有着重要的指导意义。
栾晓琳[2]（2019）在《我国典型潮间带沉积物中持久性毒害物的污染特征、风险评价和源汇分析》文中研究说明多环芳烃（PAHs）、多溴联苯醚（PBDEs）和有机氯农药（OCPs）为三类典型的持久性毒害物（PTSs）,在各种环境介质中广泛分布。潮间带作为海洋与陆地的缓冲地带具有非常重要的水文和生态价值,健康的潮间带环境有利于生物的栖息和生长。为更好地了解我国潮间带沉积物中三类PTSs的污染现状,本文选取了我国沿海11个省市的14个典型潮间带,对324个表层沉积物样品分别进行三类PTSs的检测分析,同时对三类PTSs在潮间带沉积物中的污染特征、生态风险以及源汇进行分析;为了解OCPs在我国的历史污染情况,本文选取了大辽河口潮间带,对一根柱状沉积物样品进行了OCPs的检测分析,并进行风险评价和源汇分析,具体结果如下:我国潮间带表层沉积物中PAHs浓度范围为2.3111031.687 ng/g,以34环PAHs为主要污染物。PAHs浓度在从南到北的纵向空间上存在显着的空间差异（P<0.05）,其中九龙江潮间带沉积物中的PAHs污染最为严重,污染物水平显着高于其它13个潮间带。而沉积物中PAHs浓度在从高潮滩到低潮滩的横向空间上无显着性差异（P>0.05）且在从枯季到雨季的时间跨度上也无显着的季节差异（P>0.05）。我国14个典型潮间带沉积物中PAHs浓度仅存在9%的可能性对潮间带生物产生负效应。PAHs主要来源于煤、石油和生物质等碳质的燃烧以及石油泄漏等非燃烧源,河流输入是PAHs进入潮间带沉积物中的重要途径。我国潮间带表层沉积物中PBDEs浓度范围为0.022327.561 ng/g,以十溴联苯醚（BDE209）为主要污染物。PBDEs浓度在从南到北的纵向空间上存在显着的空间差异（P<0.05）,东营和九龙江的PBDEs污染最为严重,污染物水平显着高于其它12个潮间带。而沉积物中PBDEs浓度在从高潮滩到低潮滩的横向空间上无显着性差异（P>0.05）。对我国大多数潮间带,沉积物中PBDEs浓度在从枯季到雨季的时间跨度上无显着的季节差异（P>0.05）。PBDEs主要来源于商业十溴联苯醚的使用,且与所在省市的家具制造业和流域内多种制造业存在显着相关性（P<0.05）,河流输入是PBDEs进入潮间带沉积物中的重要途径。我国潮间带表层沉积物中OCPs浓度范围为0.0514141.711 ng/g,以滴滴涕（DDTs）为主要污染物,其次是六氯环己烷（HCHs）。OCPs浓度在从南到北的纵向空间上存在显着的空间差异（P<0.05）,其中九龙江潮间带沉积物中的OCPs污染最为严重,污染物水平显着高于其它13个潮间带。而沉积物中OCPs浓度在从高潮滩到低潮滩的横向空间上无显着性差异（P>0.05）且在从枯季到雨季的时间跨度上也无显着的季节差异（P>0.05）。我国9个潮间带（大辽河、北戴河、东营、四十里湾、盐城、长江、杭州湾、英罗湾和东寨港）沉积物中OCPs仅对潮间带生物构成零风险或低风险,而5个潮间带（汉沽、大沽河、闽江、九龙江和珠江）沉积物中OCPs可能对底栖生物构成中度至高度的风险,其中九龙江潮间带污染最为严重,所有的沉积物样品均对底栖生物构成中度至高度风险。OCPs主要源于工业DDT、工业HCH和林丹的历史使用,并且部分潮间带存在工业DDT和工业HCH的近期使用。沉积物中OCPs浓度与所在流域内的农业因素具有紧密相关性,且河流输入是OCPs进入潮间带沉积物中的重要途径。大辽河口潮间带作为我国典型潮间带之一,其潮间带沉积柱中OCPs的浓度范围为0.4965.072 ng/g（中值:2.612 ng/g）,以DDTs和HCHs为主要污染物,且辽宁省近20年内可能存在工业DDTs大量使用的情况。大辽河口潮间带沉积柱中仅DDD和总DDTs的浓度在044 cm深度范围内偶尔（25%50%）会对栖息底栖生物产生负效应。DDTs和HCHs分别主要来源于工业DDT和林丹的历史使用。此外,经分析发现,1971年后,大辽河口潮间带沉积物环境由好氧环境转变为厌氧环境,而人为因素是引发这一改变的重要因素。
苑欣娅[3]（2019）在《三类茶叶中三氯杀螨醇和氰戊菊酯检测方法的研究》文中研究表明茶叶具有丰富的营养成分,我国一直与多个国家和地区有贸易往来。由于欧盟、日本等发达国家和地区对茶叶中农药残留的限制越来越严格,中国茶叶出口也受到极大的影响。而目前我国的农药残留分析水平和检测技术相对滞后,国家标准法的前处理操作复杂,花费时间较长,提取净化过程需使用较多有机试剂,检测仪器较为昂贵且不具有普遍性。因此本论文以茶叶中三氯杀螨醇和氰戊菊酯为研究对象,对茶叶样品的前处理方法及检测技术进行研究,以满足不同阶层实验室对茶叶中两种农药残留的检测需求。本课题主要研究结果如下:研究多壁碳纳米管-分散固相萃取的前处理方法。以两种农药回收率为评价指标,利用单因素试验和正交试验对提取溶剂、料液比、PSA和MWCNTs的用量进行优化。结果表明:最佳前处理条件为乙腈（1%乙酸）作为提取溶剂,料液比为1:4,PSA用量为150 mg,多壁碳纳米管用量为250 mg。对优化好的前处理条件采用绿茶、青茶、黑茶三类不同发酵类茶叶进行方法适用性验证,测定两种农药回收率均在92.50%104.17%之间,表明该方法适用于三类茶叶中两种农药残留的检测。本论文在国家标准（GB/T 23204-2008）的基础上对气相色谱-质谱法的仪器条件进行优化,结合多壁碳纳米管-分散固相萃取的前处理方法进行方法学验证。通过空白茶叶样品基质加标制作校正曲线,降低了基质干扰,两种农药在0.02μg/mL1μg/mL线性范围良好,检出限为0.004 mg/kg0.010 mg/kg,定量限为0.016 mg/kg0.038mg/kg,在3种加标浓度下,回收率为90.74%99.58%,RSD为1.61%5.41%,满足茶叶中农药残留检测要求。本论文参照相关文献建立了以多壁碳纳米管-分散固相萃取为前处理手段的气相色谱分析方法。经方法学验证:两种农药在0.02μg/mL1μg/mL线性范围良好,r﹥0.999,检出限为0.008 mg/kg0.014 mg/kg,定量限为0.025 mg/kg0.042 mg/kg,在3种加标浓度下,回收率为85.03%93.03%,RSD为1.01%5.90%,表明该分析方法分离效果良好、结果准确可靠。通过对本文研究的多壁碳纳米管-分散固相萃取/GC-MS法、多壁碳纳米管-分散固相萃取/GC法与国标法进行比较得出,采用多壁碳纳米管-分散固相萃取为前处理的GC-MS法具有省时、有机溶剂用量少、操作简单、成本低、分析时间快、检出限低、灵敏度高等优点;新建的GC法与国标法相比,线性范围、检出限定量限、回收率均达到国家标准的检测要求,且该方法的稳定性好、仪器价格便宜、普及度高,适用于基层实验室的推广。
何锦[4]（2019）在《三氯生对斑马鱼性别分化和生殖系统的影响及其机制研究》文中指出随着农工业的快速发展,广谱抗菌剂三氯生（Triclosan,TCS）被广泛的添加于农业产品、食品包装以及洗护用品中,因此,大量的三氯生在环境中被检出。这也使得其生态安全性及对生物体的毒理效应逐渐成为研究热点。本文以实验室模式动物斑马鱼为受试对象,系统的研究了三氯生对斑马鱼性别分化和生殖毒性的干扰作用及其分子机理,并初步获得了以下结论:1.为了验证TCS对斑马鱼性别分化的影响,将24hpf的斑马鱼胚胎分别暴露于50μg/L、100μg/L以及200μg/L的TCS并持续暴露至60dpf,结果表明,在200μg/L TCS处理组中,发育为雌性的斑马鱼个体数明显增加,雌性比例达到了84.67%。为进一步研究TCS影响斑马鱼性别分化的作用机理,在幼鱼性别分化的各关键时期（7dpf、30dpf以及45dpf）检测其性别分化相关基因的表达及性激素含量的变化。结果显示,7dpf的斑马鱼体内,与发育为雄性相关的基因dmrt1在200μg/L处理组表达显着下调,而在30dpf以及45dpf时sox9a和dmrt1在200μg/L处理表达也出现显着下调。而与发育为雌性相关的基因如brac2、芳香化酶基因（cyp19a和cyp19b）、sox9b等均呈现不同程度的表达上调,且在200μg/L TCS处理组上调效果显着。通过对性别分化完成期的45dpf斑马鱼幼鱼体内性激素（雌二醇和睾酮）含量进行检测,结果表明100μg/L及200μg/L处理组斑马鱼体内雌二醇含量和睾酮含量分别出现显着增高和显着降低现象,表明其可能诱导斑马鱼体内雌性激素的合成与分泌,从而猜测TCS可能会诱导斑马鱼发育为雌性,性别比例统计结果也证实了这一点。2.为了验证TCS对成年斑马鱼生殖系统的影响,将雌、雄斑马鱼分别暴露于50μg/L、100μg/L以及200μg/L的TCS 15天和30天,并设置空白对照组和溶剂对照组。结果表明,其体内性腺组织结构出现病变,200μg/L处理15天后,雄性斑马鱼睾丸组织中精子密度显着降低,继续暴露至30天后,在100μg/L及200μg/L处理组均出现严重的睾丸内部空泡化现象。而雌鱼的卵巢内部在TCS作用15天后出现成熟卵母细胞比例下降和质膜分离等现象;而30天后,200μg/L处理组出现大量卵母细胞膜破损现象。性类固醇激素及卵黄蛋白原含量的检测结果则表明在较高浓度的TCS（100μg/L和200μg/L）作用下,雌二醇及卵黄蛋白原含量均达到显着上升效果,睾酮和11-酮基睾酮含量则下调明显;这些结果表明TCS对斑马鱼的生殖系统存在一定的干扰作用。为进一步研究其作用机制,利用实时荧光定量PCR技术检测TCS暴露后下丘脑-垂体-性腺轴相关基因的表达情况。结果显示,促性腺激素释放激素及其受体基因在TCS作用下表达呈现不同程度的上调,如200μg/L的TCS作用下,gnrh3在15天和30天的雌、雄斑马鱼脑部均出现表达显着上调。类固醇转运蛋白及芳香化酶基因如star、cyp19a等基因在各处理组均出现显着上调,脑型芳香化酶基因cyp19b在TCS暴露15天后上调现象明显,持续TCS暴露至30天后,雄鱼脑中cyp19b的上调效果会有所抑制,可能是由于雌二醇的负反馈机制所导致。催化胆固醇合成性类固醇的途径中的3βhsd、17βhsd等基因也出现TCS暴露15天后显着上调和30天后上调效果不明显的现象,可能也是由于雌激素的作用于胆固醇合成起点的反馈作用。3.通过之前的研究,可初步判定TCS对斑马鱼存在雌激素效应,为进一步研究雌激素在斑马鱼性腺靶细胞中的转导途径,将斑马鱼暴露于50、100、200μg/L的TCS 30天后,检测其性腺中与雌激素信号转导相关的基因表达。结果显示在雌鱼性腺中,雌激素受体erα及erβ的表达没有出现显着变化,但与mER介导的cAMP途径及MAPK途径密切相关的基因如gper1、prkacaa、adcyap1a、efgra等基因在200μg/L组出现显着上调,表明高浓度的TCS可能诱导雌激素在雌鱼体内经这两种途径转导进入靶细胞;在雄鱼精巢中,erα表达上调效果明显,akt1表达下调,表明TCS可能会抑制PI3K途径的发生,使得nER的介导作用更加明显,而cAMP途径及MAPK途径则受TCS影响不大,表明TCS作用于雄鱼后,mER介导的雌激素快速信号转导途径受到一定的抑制作用。总而言之,TCS对雌激素在斑马鱼性腺中的转导产生了一定的影响。
黎平[5]（2018）在《海南典型海岸带沉积物中厌氧氨氧化菌的群落结构及其功能与环境因子的相关性研究》文中进行了进一步梳理厌氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation,Anammox）过程是近年来生态系统氮循环的研究热点之一,该过程不仅是自然生态系统氮损失的重要途径,同时在含氮废水的脱氮处理中发挥重要作用。海岸带生态系统位于陆海交错带,是受人类活动影响较大的区域,同时也是Anammox过程发生的重要场所。目前针对Anammox的研究主要集中在废水处理工艺和一些低氧和厌氧的自然环境,而有关海岸带Anammox菌及其对环境胁迫的响应研究还鲜有文献记载,特别是针对海南海岸带不同有机污染物对Anammox菌群落结构及其功能的影响研究尚未见文献报道。海南海岸带地处热带、亚热带,生态系统复杂,是研究海洋氮循环的理想场所。本研究选取了海南三个典型的海岸带区域（洋浦湾、东寨港及其潮间带、八门湾）为研究对象,采用痕量/超痕量无靶标化合物筛查技术,对这些区域沉积物中的有机污染物进行了筛查,并利用分子生物学技术研究了三个不同区域沉积物中Anammox菌的群落结构和丰度,同时,采用稳定同位素示踪技术研究了洋浦湾区域沉积物中Anammox菌的脱氮效率及对氮损失的贡献率,通过探究影响沉积物中Anammox菌的生态分布特征及脱氮功能与主要环境因子的相关性,阐明环境胁迫对Anammox菌群落结构和功能的影响。主要研究结果如下:（1）采用无靶标化合物筛查技术,在不同海岸带区域沉积物中检出了不同种类的有机污染物,其中在洋浦湾、东寨港潮间带、东寨港和八门湾分别检出了 114种、84种、75种以及58种有机污染物。这些有机污染物主要为:多环芳烃（polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）、有机氯类杀虫剂（bis（chlorophenyl）trichloroethane,DDT）及其代谢产物、有机锡化合物、单芳族化合物及其衍生物以及卤代化合物。不同区域沉积物中的三大类有机污染物浓度（PAHs、DDTs、有机锡化合物）存在较大差异,总浓度分布趋势是PAHs>DDTs>有机锡化合物。PAHs的平均总浓度在洋浦湾的含量最高（1643.4 ng/g）,在东寨港潮间带的含量最低（98.3 ng/g）;DDTs的平均总浓度在八门湾沉积物中最高（226.0 ng/g）,在东寨港最低（1.2 ng/g）;总有机锡化合物的平均总浓度在八门湾最高（178.2 ng/g）,在东寨港潮间带最低,仅为2.5 ng/g。与国内外其他海岸带区域相比,本研究区域的PAHs和有机锡化合物处于中等污染水平,而DDTs则处于较高污染水平。风险评估结果表明,三个区域都存在PAH单体和总PAHs的生态风险,且对当地生物的危害效应可能经常性发生,其中洋浦湾和八门湾较为严重;三个区域中的p,p’-DDT、p,p’-DDD和p,p’-DDE以及总DDTs的生态风险可能经常发生,其中洋浦湾和八门湾受到该类污染物的生态风险较为严重;洋浦湾部分地区的三丁基锡浓度会对当地生物产生有害影响,其余海域的生物效应相对较小。此外,洋浦湾和八门湾检出的高浓度四苯基锡及其他种类的有机锡化合物,由于缺乏相关生物效应值无法进行生态风险评估,但其潜在的生态风险需要引起重视。（2）采用Anammox菌16S rRNA基因克隆文库方法,在海南三个典型海岸带区域的所有沉积物样品中均检测出Anammox菌的存在,Anammox菌群的多样性较为丰富,其中洋浦湾海域的Anammox菌多样性>八门湾>东寨港>东寨港潮间带。三个区域中检出的已知优势属为Candidatus Scalindua、Candidats Kuenenia和Candidatus Brocadi,东寨港潮间带区域以Kuenenia属为主,其它研究区域均以海洋属Scalindua为主。三个区域中Anammox菌的群落结构存在明显差异,在洋浦湾海域,Scalindua>Brocadia>Kuenenia;在东寨港和八门湾海域,Scalindua>Kuenenia>Brocadia;东寨港潮间带区域,Kuenenia>Scalindua。研究表明,影响不同区域Anammox菌群落结构及分布的主要环境因子不同。在洋浦湾区域,主要受沉积物中的亚硝酸盐氮、总有机碳、PAHs和DDTs含量的影响;在东寨港海域,主要的影响因素是水体的pH、温度、盐度、深度、总磷、活性磷酸盐含量以及沉积物中的pH、总有机碳和PAHs;在东寨港潮间带区域,主要受沉积物中的氨氮、亚硝酸盐氮、总有机碳的影响;在八门湾海域,主要的影响因素是水体的pH、盐度、电导率、深度、扑草净、佳乐麝香及沉积物中的氨氮、亚硝酸盐、硝酸盐。说明在自然环境中,Anammox菌的群落结构和生态分布受多种环境因子复合影响。（3）通过荧光定量PCR技术研究发现,不同海岸带区域沉积物中Anammox菌的16S rRNA基因和hzsB功能基因丰度存在明显差异,其中Anammox菌的16S rRNA基因平均丰度在八门湾沉积物中最高（60.0×105 copies/g）,在东寨港潮间带最低（22.7×105copies/g）;Anammox菌的hzsB功能基因平均丰度在八门湾最高（45.4×105copies/g）,在洋浦湾最低（32.6×105copies/g）。不同区域影响Anammox菌基因丰度的主要环境因子不同。在洋浦湾区域,沉积物中的亚硝酸盐、PAHs、DDTs是影响Anammox菌基因丰度最主要的因素;在东寨港区域,水体的pH、深度、亚硝酸盐、硝酸盐、沉积物中的亚硝酸盐、总有机碳是最主要的环境因素;在八门湾区域,最主要的环境因素是沉积物中的铵盐、硝酸盐和水体中的扑草净含量。表明海岸带环境中Anammox菌的丰度同样受多种环境因子复合影响。（4）通过稳定同位素活性示踪技术,对有机污染物种类最多且浓度水平相对较高的洋浦湾海域进行厌氧氨氧化反应活性研究。发现仅在洋浦湾部分区域检测到厌氧氨氧化反应活性,且厌氧氨氧化反应平均速率低于反硝化速率,其脱氮贡献率也远低于反硝化过程。厌氧氨氧化反应速率范围为nd-6.21nmol/g/h,平均速率为1.81 nmol/g/h,该反应对总氮损失的贡献率范围为0-34.4%,平均贡献率为8.5%。该区域反硝化反应速率范围为9.62-42.52 nmol/g/h,平均速率为24.04 nmol/g/h,表明了在海岸带浅海区域沉积物中脱氮过程主要以反硝化为主。影响洋浦湾海域厌氧氨氧化反应速率的主要环境因子是水体中的pH,未发现其他环境因子与该反应速率有显着相关性。（5）通过构建结构方程模型,发现不同海岸带区域中Anammox菌对环境因子的响应有所差异。总体上,沉积物中的铵盐、亚硝酸盐和硝酸盐,是影响海岸带Anammox菌最重要的环境因子。有机污染物PAHs、DDTs和佳乐麝香可通过影响Anammox菌的多样性和16S rRNA基因丰度,进而对hzsB功能基因产生直接和间接的影响;此外,深度、pH和水体中的铵盐、亚硝酸盐以及硝酸盐浓度,对沉积物中的pH、溶解氧以及Anammox反应所需底物浓度均有直接影响,这些因素的变化直接影响Anammox菌的多样性及其16S rRNA基因丰度,进而对其功能基因产生影响,最终导致影响其脱氮效率。
陈奕涵[6]（2018）在《“河流-水库”系统水环境典型污染物赋存特征的研究 ——以东江源区为例》文中指出河流系统作为地表水环境中主要的自然集水和排水系统,在社会发展和生态环境维系方面发挥着重要的作用,而水库系统作为人类改造河流而应运产生的现代水环境系统,在流域水环境中往往扮演着接收河流系统排水的角色,同时也会促进颗粒物的沉积和消落区的形成,但目前关于河流系统和水库系统水环境中污染物的赋存规律及环境行为的研究依然较为匮乏。因此,系统性地开展“河流–水库”梯度下污染物的赋存特征将有助于更加深入地理解其在水环境中环境行为,对于流域水污染控制和风险评估具有重要的意义。本研究以我国典型的饮用水源集水区─东江源区作为“河流–水库”系统的研究对象,分别选择源区水环境（水体、沉积物和消落区土壤）中常规污染物（氮、磷、有机污染物）、典型痕量有机污染物（农药、抗生素）以及抗生素抗性基因作为目标污染物,分别借助于三维荧光光谱仪、气相色谱质谱联用仪、液相色谱仪串联三重四级杆TSQ Quantum型质谱仪和高通量荧光定量PCR仪等手段分别对其赋存水平进行检测,并在河流系统和水库系统（“河流–水库”系统）水环境中完成其赋存规律及其风险水平的探究,同时基于结构方程模型的建立,揭示了水环境中抗生素抗性基因传播的主要影响因素。具体研究结论如下:（1）东江源区水体中,夏季平水期和春季丰水期时氮素主要形态是无机氮,此时氮素自净行为相对较高;而在秋季枯水期时,氮素的主要形态是有机氮,此时氮素自净行为相对较低。化学计量学研究表明源区水体中藻类生长的限制因素多为P限制;在N循环过程,夏季平水期和春季丰水期时主要限制因子是有机碳,而在秋季枯水期时主要限制因子是氮。整体而言,东江源区水体发生富营养化的风险并不高,处于中度营养化水平。沉积物孔隙水中氮、磷的赋存水平以及氮素结构组成相对较为稳定,但孔隙水仍有可能是底层水体中NH4+-N的重要来源。水库沉积物中总氮污染水平为重污染,并与沉积物中砂粒粒径比例显着正相关,但总磷污染水平为轻度污染,且库区沉积物中氮、磷赋存水平明显高于其在消落区土壤中。（2）东江源区河流水体中溶解性有机质（DOM）在夏季平水期时主要受到农业活动的影响较大,在秋季枯水期和春季丰水期时主要会受到城市活动的影响较大;而有色溶解性有机质（CDOM）常年受到人类活动的影响较大。夏季平水期时,水库系统具有降低河流系统中DOM赋存水平的潜能;秋季枯水期时,水库系统具有降低河流系统水体中CDOM赋存水平及DOM分子量的潜能。沉积物孔隙水与水库底层水体之间可能存在着CDOM的交换行为,但沉积物孔隙水对上覆水体中DOM分子量及芳香化程度影响均较小。水库沉积物和消落区土壤中DOM含量水平并无明显差异,但沉积物中CDOM含量水平却高于消落区土壤。平行因子分析法（PARAFAC模型）解析出微生物源腐殖质、陆源腐殖质和类色氨酸等三类主要荧光组分,同时水库系统具有降低河流系统水体中微生物源腐殖质和陆源腐殖质赋存水平的潜能,但不会影响河流系统水体中类色氨酸组分的赋存水平。季节性水库水文过程会影响孔隙水中微生物源腐殖质和类色氨酸组分赋存水平,但其对沉积物中荧光组分的结构组成影响甚微。三类荧光组分强度均可以用于快速评估河流水体中DOC的赋存水平以及水库水体中DON和DTP的赋存水平,但水库水体中CDOM赋存水平的快速评价需使用微生物腐殖质或陆源腐殖质进行。（3）东江源区水体中8种有机氯农药（OCPs）、16种有机磷农药（OPPs）和7种拟除虫菊酯类农药（SPs）总含量分别为107.57340.35 ng/L、222.251197.95 ng/L和86.27245.09 ng/L。河流系统水体中影响总OCPs、OPPs和SPs赋存水平主要与季节性农业管理活动中农药的使用密切相关,水库系统水体中季节性水文过程会影响三类农药的环境行为,同时在夏季平水期时水库系统具有降低河流系统水体中总OCPs、OPPs和SPs赋存水平的潜能。水库沉积物-孔隙水体界面农药交换通量的衡算表明沉积物具有向上覆水体释放OCPs（1.743.81 kg）和SPs（8.9912.19 kg）的潜能,但仍具有继续接受OPPs向沉积物扩散的潜能（可容纳267.35347.27 kg）。生态风险评估表明水体和沉积物中三类农药风险水平均是高风险,尤其是SPs,建议给与优先管控。（4）东江源区水体中总抗生素含量为193.59863.27 ng/L,水库系统具有降低河流系统水体中抗生素污染水平的潜能,但抗生素从河流至水库系统中所发生的环境行为具有季节性差异,其中在夏季平水期时,从河流至水库系统的过程主要发生物理稀释行为,而在秋季枯水期和春季丰水期时主要发生地球化学行为,且水库水力停留时间的延长会使得其具有较为充足的机会去影响抗生素在库区的环境行为。水库沉积物-孔隙水体界面抗生素交换通量的衡算表明沉积物具有继续富集水体中抗生素的潜能（可容纳217.90313.24 kg）。风险评估表明水体中四环素风险处于高风险,环丙沙星对于诱导微生物抗性的产生方面具有高风险,建议对源区水体中四环素和环丙沙星污染给与优先控制;而沉积物中抗生素对于水体风险均较小。（5）东江源区水体、水库沉积物和消落区土壤检测到抗生素抗性基因（ARGs）种类分别为242种、184种和137种;相应的ARGs绝对分度水平分别为6.57×1072.06×1011 copies/L、5.33×1074.34×108 copies/g和1.45×1092.64×109copies/g。在秋季枯水期时,水库系统具有降低河流系统水体中ARGs绝对含量水平的潜能。相关性分析表明河流系统和水库系统水体中促进ARGs增殖的途径为垂向基因迁移和横向基因迁移,但在沉积物中促进其增殖的途径只有横向基因迁移,同时医学整合子cintI-1可以用于快速评估东江源区水环境中ARGs绝对丰度水平。水体中病原菌可能会通过颗粒态沉降从而更倾向于向沉积物中富集,在一定程度上影响了ARGs在水库系统水体和沉积物之间的迁移过程。结构方程模型表明对河流水体、水库水体和沉积物中ARGs动态传播影响最大的因素均为可移动原件基因（MGEs）;此外,河流系统水体中病原菌和抗生素残留也会明显促进ARGs的传播,但水库系统具有削弱河流系统水体中抗生素和病原菌传播ARGs的潜能。综合来说,水库系统的存在除了可以改变河流系统原有的水文特征,还可以通过水库水体、沉积物和消落区土壤等主要环境组分,在一定程度上会影响河流系统中氮磷营养物质、有色溶解性有机质、农药、抗生素以及ARGs在水环境中的赋存状况及其环境行为。
孙盼盼[7]（2017）在《滇北小流域土壤和沉积物中持久性有机污染物的地球化学特征》文中研究指明滇池流域位于云贵高原中部,是云南省人口最密集、经济最发达的区域。随着当地工业化、城市化进程的加快,流域内相继建立了多家工厂（例如造纸厂、印刷厂、焦化炼气厂、炼钢厂、印染厂等）,这些工厂的废水、废渣排入滇池;同时流域内土地利用发生了明显变化,土地利用的不合理,造成大量的营养物质流入滇池。这些均导致滇池水体严重富营养化,而滇池藻类的大量繁殖和死亡会增加沉积物中有机质的内源输入。沉积物中有机质含量增加会提高沉积物对外来污染物的富集能力,增加区域环境风险,其中以持久性有机污染物最为典型。持久性有机污染物是一类具有生物蓄积性、半挥发性、高毒性,且能够通过各种环境介质进行长距离迁移的污染物质,对人体健康和生态环境具有严重危害。这类污染物存在于大气、水体、土壤、沉积物、生物体中,不仅危害污染源附近的环境生态系统,而且通过长距离迁移影响远离污染源的偏远地区的环境生态系统。根据有机污染物的来源和产生,可以将其分为两类:一类是人类无意产生的化学物质,例如多环芳烃;多环芳烃是具有致癌、致畸、致突变作用的一种典型持久性有机污染物,虽然多环芳烃在环境中的含量很少,但是在其生成、迁移、转化和降解的过程中,通过各种途径进入人体,威胁人类健康。另一类是工业产品或农业生产、疾病控制、工作制造过程中的产物,例如有机氯农药中的滴滴涕。有机氯农药亦是一种典型的持久性有机污染物,具有高残留、高富集和对生物体毒性强的特性,用量最大、用途最广泛的两种典型有机氯农药是滴滴涕和六六六。随着农业、化学工业的发展及人为活动的加剧,持久性有机污染物在环境中的危害性,越来越引起人们的重视。目前,针对滇池流域有机污染物的研究工作已经取得一些成果,但是关于滇池周边小流域有机污染物的研究尚待完善。本研究以滇池北部小流域—宝象河支流域和马料河支流域（斗南地区）中土壤和沉积物为研究载体,多环芳烃和有机氯农药两种典型的有机污染物为研究对象,通过超声提取、色谱-质谱分析等实验分析方法,借助分子比值分析、主成分分析、相关性分析等数据处理方法,对研究区域内多环芳烃和有机氯农药在土壤和沉积物中的污染水平、污染来源、潜在风险、有机质对多环芳烃和有机氯农药环境行为的影响等进行了分析研究;同时结合同位素定年方法,建立相应时间标尺,重建当地多环芳烃和有机氯农药的污染历史。研究结果为该区域以后实施此类有机污染物的防治和控制措施提供科学依据。主要研究结果如下:1.滇北小流域持久性有机污染物的污染水平土壤和沉积物中,美国环保署优先控制的16种多环芳烃均有检出,其中菲（PHE）含量最高。土壤中多环芳烃污染以3环多环芳烃为主,主要是菲（PHE）。沉积物中多环芳烃污染以3环为主,主要是菲（PHE）和芴（FLU）。宝象河流域表层土壤中多环芳烃含量（196.6～915.8 ng·g-1,均值464.9 ng·g-1）明显低于全国表层土壤中多环芳烃含量平均值,与珠江三角洲地区表层土壤中多环芳烃平均含量相近。斗南地区表层土壤中多环芳烃含量（508.6～2800.9 ng·g-1）高于宝象河流域,平均含量（1840.1 ng·g-1）略高于全国平均值,与长江三角洲及西南地区的平均含量相近。土壤剖面中多环芳烃的含量分布与我国土壤中多环芳烃的分布规律相同,其含量峰值出现在表层（0～20 cm）或是亚表层（20～40 cm）。由于人类活动的强度不同,宝象河流域与斗南地区土壤中多环芳烃含量之间存在显着差异。有机氯农药10种组分在土壤与沉积物中均有检出,且含量均明显低于我国20世纪80年代禁止使用后土壤中的残留量。宝象河流域不同土地利用方式土壤剖面中滴滴涕、六六六的含量分布呈现均一性,即滴滴涕含量明显高于六六六含量,而斗南地区则相反,六六六含量高于滴滴涕。宝象河流域与斗南地区土壤中滴滴涕含量之间存在显着差异性,六六六、有机氯农药含量之间没有明显差异。在土壤剖面中,有机氯农药含量峰值出现在表层（0～20 cm）或是亚表层（20～40 cm）。沉积物中有机氯农药含量在25cm处出现峰值,其污染以六六六为主,β-HCH是主要成分;而滴滴涕中,则是o,p’-DDT含量最高。根据Maliszewska-Kordybach建立的多环芳烃污染程度的分级方法,宝象河流域土壤中多环芳烃污染为轻度至中度污染,斗南地区土壤受到中度至重度的污染。沉积物中多环芳烃污染水平同国内同类型区域相近,高于人类活动较弱的区域,苯并[b]荧蒽（BbF）、苯并[k]荧蒽（BkF）、茚并[1,2,3-cd]芘（IcdP）、苯并[g,h,i]苝（BghiP）被检测出,说明有不利的生物影响效应。依据我国环境质量标准,宝象河流域和斗南地区土壤未受到有机氯农药污染,沉积物中有机氯农药具有潜在生态风险。2.流域内持久性有机污染物的来源解析土壤中多环芳烃污染主要来源是燃烧源,包括燃煤源和交通源,但主要是煤炭的燃烧过程。两个研究区域土壤中多环芳烃的主要来源相同,但是各来源的贡献率不同。沉积物中多环芳烃来源是液态化石燃料燃烧和煤炭、生物质等燃烧的混合燃烧源,但主要来源是煤炭、生物质的燃烧。即土壤和沉积物中多环芳烃主要污染来源相似。土壤和沉积物中滴滴涕的污染主要来源于工业滴滴涕的历史使用残留,但是有新的滴滴涕输入,可能与三氯杀螨醇的使用有关。土壤中六六六的污染主要来自历史上工业六六六与林丹的共同使用,而沉积物中六六六主要来源于近期林丹的输入。3.有机质对持久性有机污染物环境行为的影响流域内耕地、草地土壤是沉积物中有机碳的主要贡献源,沉积物中有机质来源于湖泊自生。流域内耕地、草地土壤中的碳氮流失,进入水体,水体营养元素增加,造成大量藻类的繁殖和死亡,进而使沉积物中有机质含量增加。相关性分析结果表明,有机碳影响多环芳烃在土壤中的含量与分布;土壤中滴滴涕的残留不受有机碳的影响,但是有机碳显着影响土壤中六六六和有机氯农药的残留;多环芳烃和有机氯农药在沉积物中的含量分布均受到有机碳的显着影响。4.流域内持久性有机污染物的沉积记录210Pb、137Cs放射性同位素定年确定沉积物的年代跨度约为1945～2013年。1945年至2013年期间,研究区域内柱状沉积物中多环芳烃的含量呈现上升趋势,大体分为以下几个阶段:（Ⅰ）1945年至1950年,多环芳烃含量没有明显的变化趋势;（Ⅱ）1950年至1972年,多环芳烃含量呈现上升趋势,并且在1972年达到峰值（578.1 ng·g-1）;（Ⅲ）1972年之后至2004年,多环芳烃含量呈现波浪式上升趋势,至2004年达到峰值（762.2 ng·g-1）;（Ⅳ）2004年至2013年,多环芳烃含量呈现降低趋势。沉积物中多环芳烃含量的历史变化与当地的GDP、人口等之间有很好的相关性。多环芳烃主要以3环多环芳烃为主,其含量的变化趋势与多环芳烃总含量变化一致;2012年之前多环芳烃16种组分中,菲（PHE）含量最高。1945年至2013年期间,流域内柱状沉积物中有机氯农药含量总体上呈现上升趋势,亦可以分为几个阶段:（Ⅰ）1945年至1984年,有机氯农药含量呈现上升趋势;（Ⅱ）1984年至1999年,有机氯农药含量降低;（Ⅲ）1999年至2013年,有机氯农药含量呈现波浪式变化。沉积物中有机氯农药含量的历史变化符合当地农药的使用历史。有机氯农药主要以六六六为主,其含量在20世纪80年代之前呈现上升趋势,80年代之后呈现明显的波动变化。综合分析流域内柱状沉积物中多环芳烃和有机氯农药的沉积记录与当地社会、经济发展之间的关系,结果表明,二者的污染历史与当地的工业化、城市化和经济发展相吻合,其沉积记录很好地反映了当地的社会经济发展变化。
暴志蕾,赵兴茹,耿梦娇,王山军,郭睿,昌盛,汪星,杨光,郑学忠,付青[8]（2016）在《长三角地区饮用水源地沉积物中有机氯农药污染特征》文中指出2015年4月采集长江三角洲地区河流型、河网型和湖泊型饮用水源地沉积物,采用同位素稀释高分辨气相色谱-高分辨质谱法测定了22种有机氯农药（OCPs）.结果表明,采集的沉积物中测定的22种有机氯农药都有检出,滴滴涕（DDTs）、六氯苯、六六六（BHCs）、五氯苯的检出率为100%;有机氯污染水平依次为:嘉兴河网(浓度范围为1.71—61 ng·g-1,中值为12.4 ng·g-1)>长江下游(浓度范围为0.46—93 ng·g-1,中值为8.59 ng·g-1)≈钱塘江(浓度范围为1.02—69 ng·g-1,中值为8.1 ng·g-1)>太湖(浓度范围为1.76—8.65 ng·g-1,中值为3.53 ng·g-1).DDT及其降解产物的浓度与其他地区的含量相当.依据DDTs和BHCs的同分异构体比值的变化和主成分分析结果对污染源进行解析,结果表明嘉兴河网主要以氯丹、九氯和六六六为主要污染特征,该地区有氯丹的使用和六六六的历史残留.钱塘江主要以BHCs、氯丹和DDTs为主要污染特征,有林丹的输入.太湖主要污染特征为DDTs和BHCs,并有新源输入.长江下游主要以o,p’-DDT和BHCs为污染特征,有些采样点表明有三氯杀螨醇的使用,六六六为历史残留.对长三角地区水源地沉积物进行生态评价发现,滴滴涕类有机氯农药存在潜在生态风险,其中DDTs具有潜在生态风险的采样点占74%,具有生态风险的采样点占2%.
陈春丽,戴星照,曾桐辉,弓晓峰,刘春英,左燕君[9]（2015）在《城市内湖表层沉积物中有机氯农药残留特征及风险评价——以鄱阳湖生态经济区南昌市象湖为例》文中研究说明中国曾大量生产和使用有机氯农药（OCPs）,目前虽已被禁止生产和农业中使用,但含三氯杀螨醇的林丹和滴滴涕（DDTs）仍在非法生产和使用。为了解农业大省江西省城市内湖OCPs的残留情况,以鄱阳湖生态经济区象湖为研究对象,用GC/ECD分析象湖表层沉积物中8种OCPs的残留水平,采用ArcGIS空间分析、主成分分析法探讨OCPs的残留特征、来源及其可能的风险。结果表明,8种OCPs在象湖表层沉积物中均有不同程度检出,六六六（∑HCHs）含量为nd61.89ng/g,∑DDTs含量为nd81.47ng/g。含量较高的组分为o,p’-DDT、β-HCH和δ-HCH。象湖表层沉积物中OCPs残留空间分布不均,其中象湖南边湿地花卉公园沉积物中OCPs含量相对较高。同中国其他城市内湖/内河相比,象湖表层沉积物中HCHs和DDTs残留水平偏高,这可能与象湖区域曾经作为南昌市农业发展区有关。来源解析结果表明象湖HCHs和DDTs主要来源于农药的历史使用,但近年来很可能有林丹和三氯杀螨醇的输入。风险评价结果显示目前象湖表层沉积物中DDTs类污染物对人体健康风险总体处于较低水平,但湿地花卉公园周边环境生态风险较高,对周围环境的生物毒性较大。研究结果可为城市内湖的污染控制及风险管理提供科学依据。
罗冬莲[10]（2015）在《福建漳江口水域表层水、沉积物及水生生物中三氯杀螨醇的残留研究》文中研究说明利用气相色谱（GC-ECD）法测定了漳江口水域表层水、沉积物及水生生物中三氯杀螨醇（DCF）的残留量,并对其残留水平、来源和分布、食用安全及人体健康风险等方面进行了探讨与分析。结果表明,漳江口表层水中DCF的含量范围为未检出13.5 ng·L-1,检出率为4.8%;表层沉积物（以干重计）中DCF的含量范围为未检出2.49 ng·g-1,检出率为28.6%;11种水生生物中DCF的含量范围为未检出7.06 ng·g-1,检出率为38.1%。漳江口表层水和沉积物中DCF的分布趋势基本一致,D8站（江心岛）附近为DCF残留高值区,这与当地农民施用DCF防治螨害有关,而且因DCF的使用造成D8站成为DCF型DDT污染。水生植物中DCF残留较低,水产品（鱼类、虾类和贝类）中的DCF残留较高,但低于欧盟、美国、日本的食品安全限量;参考国家食品安全标准规定的DCF每日容许摄入量（ADI）估算得出的DCF接触风险指数（ERI）远小1,表明漳江口水域水产品消费引起的DCF接触风险为可接受风险。
二、三氯杀螨醇生物效应及其检测方法研究进展（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、三氯杀螨醇生物效应及其检测方法研究进展（论文提纲范文）
（1）清水河重金属与有机氯农药的环境行为及健康风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及来源 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 课题来源 |
| 1.2 OCPs和重金属污染物概述 |
| 1.2.1 OCPs |
| 1.2.2 重金属污染物 |
| 1.2.3 重金属和OCPs在环境中的迁移转化 |
| 1.3 水体和沉积物中OCPs污染研究现状 |
| 1.3.1 水体中OCPs污染研究现状 |
| 1.3.2 沉积物中OCPs污染研究现状 |
| 1.4 沉积物中重金属污染研究现状 |
| 1.5 水环境健康风险研究现状 |
| 1.5.1 水环境健康风险评价 |
| 1.5.2 人群暴露参数研究 |
| 1.6 需要进一步研究的问题 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究目的和意义 |
| 1.7.2 研究的主要内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 研究区概况与实验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 流域自然地理概况 |
| 2.1.2 流域和河道特征 |
| 2.1.3 流域水文要素 |
| 2.1.4 重金属、OCPs残留概况 |
| 2.2 采样点位的布设及样品采集 |
| 2.2.1 采样点位的布设 |
| 2.2.2 样品的采集 |
| 2.3 样品的处理与分析 |
| 2.3.1 理化参数和营养元素 |
| 2.3.2 OCPs的测定 |
| 2.3.3 重金属的测定 |
| 2.3.4 沉积柱定年测试及计算方法 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 沉积物中重金属的赋存特征、影响因素及生态风险研究 |
| 3.1 概述 |
| 3.2 清水河沉积物中理化参数、营养元素及重金属的分布特征 |
| 3.2.1 表层沉积物理化参数和营养元素的分布特征 |
| 3.2.2 沉积物中重金属含量与分布 |
| 3.3 清水河表层沉积物重金属赋存的影响因素及作用机制 |
| 3.3.1 沉积物理化参数、营养元素对重金属赋存的影响 |
| 3.3.2 沉积物中重金属来源及分析方法 |
| 3.3.3 沉积物重金属赋存的控制因素及函数模型构建 |
| 3.4 清水河沉积物中重金属来源分析 |
| 3.4.1 沉积柱中重金属相关性分析 |
| 3.4.2 沉积柱中重金属主成分分析 |
| 3.4.3 沉积物中重金属元素聚类分析 |
| 3.4.4 重金属沉积历史与区域GDP及人口变化的关联分析 |
| 3.5 沉积物中重金属的潜在生态风险分析 |
| 3.5.1 沉积物重金属污染程度评价 |
| 3.5.2 沉积物重金属潜在生态风险评价 |
| 3.5.3 沉积物重金属潜在毒性分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 沉积物中有机氯农药的赋存特征、影响因素及生态风险研究 |
| 4.1 概述 |
| 4.2 沉积物中OCPs的含量、污染特征及历史沉降记录 |
| 4.2.1 表层沉积物中OCPs的含量与污染特征 |
| 4.2.2 沉积柱中OCPs的含量、污染特征及历史沉降记录 |
| 4.3 沉积物中OCPs的组成及来源解析 |
| 4.3.1 HCHs的组成及来源解析 |
| 4.3.2 DDTs的组成及来源解析 |
| 4.3.3 Chlordane的组成及来源解析 |
| 4.3.4 Endosulfan的组成及来源解析 |
| 4.4 OCPs的归趋及作用机制 |
| 4.4.1 OCPs各组分之间的相关性分析 |
| 4.4.2 OCPs的主成分分析 |
| 4.5 沉积物对OCPs吸附的控制因素及模型构建 |
| 4.5.1 沉积物理化参数、营养元素对OCPs吸附影响及模型构建 |
| 4.5.2 沉积物中重金属对OCPs吸附的影响及模型构建 |
| 4.6 不同环境介质中OCPs的环境行为和交换规律研究 |
| 4.6.1 不同环境介质中OCPs的百分含量比较 |
| 4.6.2 清水河表层沉积物OCPs的富集情况 |
| 4.6.3 OCPs的环境行为和归宿分析 |
| 4.7 清水河沉积物中OCPs生态风险评价 |
| 4.8 本章小结 |
| 第五章 水体中重金属和有机氯农药的污染特征及健康风险研究 |
| 5.1 概述 |
| 5.2 健康风险评价模型及参数 |
| 5.2.1 健康风险评价模型 |
| 5.2.2 模型参数的确定 |
| 5.3 人群暴露参数的确定 |
| 5.3.1 人群暴露参数 |
| 5.3.2 调查分布及方法 |
| 5.3.3 研究区人群体重和饮水摄入率 |
| 5.3.4 研究区人群皮肤暴露参数 |
| 5.4 水体中重金属和OCPs的污染特征 |
| 5.4.1 水体中重金属的污染特征 |
| 5.4.2 水体中OCPs的污染特征及来源解析 |
| 5.5 清水河水环境健康风险研究 |
| 5.5.1 重金属和OCPs污染因子所致健康风险特点 |
| 5.5.2 重金属和OCPs所致健康风险分类分析 |
| 5.5.3 重金属和OCPs通过饮水途径所致健康风险 |
| 5.5.4 重金属和OCPs通过皮肤接触途径所致健康风险 |
| 5.5.5 重金属和OCPs所致健康总风险分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（2）我国典型潮间带沉积物中持久性毒害物的污染特征、风险评价和源汇分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 持久性毒害物概况 |
| 1.2 潮间带及研究区域简介 |
| 1.3 潮间带沉积物中持久性毒害物的研究现状 |
| 1.4 本文的研究内容、创新点、技术路线 |
| 1.4.1 本文的研究内容 |
| 1.4.2 创新点 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 1.5 本文的研究目标与意义 |
| 第2章 我国潮间带表层沉积物中多环芳烃的污染现状及对人为活动的响应 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 试剂与材料 |
| 2.2.2 仪器 |
| 2.2.3 表层沉积物样品的采集 |
| 2.2.4 沉积物样品的前处理 |
| 2.2.5 多环芳烃的仪器检测分析 |
| 2.2.6 质量控制与保证 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 我国潮间带表层沉积物中多环芳烃的污染特征 |
| 2.3.2 我国潮间带表层沉积物中多环芳烃的风险评价 |
| 2.3.3 我国潮间带表层沉积物中多环芳烃的源汇分析 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 我国潮间带表层沉积物中多溴联苯醚的污染现状及污染源的追溯 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 试剂与材料 |
| 3.2.2 仪器 |
| 3.2.3 表层沉积物样品采集 |
| 3.2.4 表层沉积物样品的前处理 |
| 3.2.5 多溴联苯醚的仪器检测分析 |
| 3.2.6 质量控制与保证 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 我国潮间带表层沉积物中多溴联苯醚的污染特征 |
| 3.3.2 我国潮间带表层沉积物中多溴联苯醚的源汇分析 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 我国潮间带表层沉积物中有机氯农药的污染现状及大辽河口潮间带沉积物中有机氯农药的历史污染还原 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验部分 |
| 4.2.1 试剂与材料 |
| 4.2.2 仪器 |
| 4.2.3 沉积物样品采集 |
| 4.2.4 沉积物样品的前处理 |
| 4.2.5 有机氯农药的仪器检测分析 |
| 4.2.6 质量控制与保证 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 我国潮间带表层沉积物中有机氯农药的污染特征 |
| 4.3.2 我国潮间带表层沉积物中有机氯农药的风险评价 |
| 4.3.3 我国潮间带表层沉积物中有机氯农药的源汇分析 |
| 4.3.4 大辽河口柱状沉积物中有机氯农药的沉积特征 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历及攻读硕士学位期间发表的论文与研究成果 |
（3）三类茶叶中三氯杀螨醇和氰戊菊酯检测方法的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 茶叶中农药残留现状 |
| 1.2 茶叶农药残留限量 |
| 1.3 茶叶中农药残留前处理技术的研究进展 |
| 1.3.1 加速溶剂萃取 |
| 1.3.2 微波辅助萃取 |
| 1.3.3 固相萃取 |
| 1.3.4 凝胶渗透色谱 |
| 1.3.5 基质固相分散萃取 |
| 1.3.6 QuEChERS |
| 1.4 茶叶中农药残留检测技术的研究进展 |
| 1.4.1 气相色谱及气相色谱与质谱联用技术 |
| 1.4.2 液相色谱及液相色谱与质谱联用技术 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第2章 国标法测定茶叶中三氯杀螨醇和氰戊菊酯 |
| 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 试验方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 方法学验证 |
| 2.3.2 实际样品测定 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 多壁碳纳米管-分散固相萃取前处理方法的研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 样品制备 |
| 3.2.4 试验方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 单因素试验结果分析 |
| 3.3.2 正交试验结果分析 |
| 3.3.3 最佳前处理条件适用性验证 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 茶叶中三氯杀螨醇和氰戊菊酯气相色谱-质谱法的优化 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 材料与试剂 |
| 4.2.2 仪器与设备 |
| 4.2.3 标准溶液的配置 |
| 4.2.4 样品制备 |
| 4.2.5 试验方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 气相色谱-质谱条件优化 |
| 4.3.2 方法学验证 |
| 4.3.3 实际样品测定 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 茶叶中三氯杀螨醇和氰戊菊酯气相色谱法的建立 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 材料与试剂 |
| 5.2.2 仪器与设备 |
| 5.2.3 样品制备 |
| 5.2.4 试验方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 色谱柱的选择 |
| 5.3.2 程序升温条件的确定 |
| 5.3.3 进样口和检测器温度的确定 |
| 5.3.4 方法学验证 |
| 5.3.5 实际样品测定 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 分析方法的比较 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 前处理方法的比较 |
| 6.2.1 处理时间与溶剂用量的比较 |
| 6.2.2 净化效果的比较 |
| 6.3 方法学比较 |
| 6.3.1 线性范围比较 |
| 6.3.2 检出限和定量限比较 |
| 6.3.3 回收率比较 |
| 6.3.4 精密度比较 |
| 6.4 样品检测结果的比较 |
| 6.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文及其它成果 |
| 致谢 |
（4）三氯生对斑马鱼性别分化和生殖系统的影响及其机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 环境内分泌干扰物概述 |
| 1.1.1 环境内分泌干扰物的性质及来源 |
| 1.1.2 环境内分泌干扰物的种类 |
| 1.1.3 环境内分泌干扰物对生物体的危害 |
| 1.1.4 环境内分泌干扰物的分析方法 |
| 1.2 三氯生研究现状 |
| 1.2.1 三氯生的结构与性质 |
| 1.2.2 三氯生的分布现状 |
| 1.2.3 三氯生的毒性效应 |
| 1.3 论文主要研究内容及意义 |
| 1.3.1 论文的研究目的和意义 |
| 1.3.2 论文研究内容 |
| 1.3.3 论文研究技术路线 |
| 第二章 三氯生对斑马鱼性别分化的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要试剂 |
| 2.2.2 实验动物及培养 |
| 2.2.3 实验设计 |
| 2.2.4 7dpf性别分化相关基因表达分析 |
| 2.2.5 30dpf性别分化相关基因表达分析 |
| 2.2.6 45dpf性激素含量测定及性别分化相关基因表达分析 |
| 2.2.7 性别比例统计 |
| 2.2.8 数据处理 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 TCS暴露至7dpf时对性别分化相关基因表达的影响 |
| 2.3.2 TCS暴露至30dpf时对性别分化相关基因表达的影响 |
| 2.3.3 TCS暴露至45dpf时对性激素以及性别分化相关基因表达的影响 |
| 2.3.4 TCS暴露至60dpf时对性别比例的影响 |
| 2.4 分析与讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 三氯生对斑马鱼生殖系统以及HPG轴相关基因表达的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验动物 |
| 3.2.2 实验药品 |
| 3.2.3 实验设计 |
| 3.2.4 条件因子及性腺指数测定 |
| 3.2.5 性腺组织切片 |
| 3.2.6 性激素含量的测定 |
| 3.2.7 HPG轴相关基因表达分析 |
| 3.2.8 统计分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 TCS对斑马鱼条件因子和性腺指数的影响 |
| 3.3.2 TCS对斑马鱼性腺组织的影响 |
| 3.3.3 性激素及卵黄蛋白原含量 |
| 3.3.4 TCS对 HPG轴相关基因表达的影响 |
| 3.4 分析与讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 三氯生对斑马鱼雌激素信号转导途径的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验动物 |
| 4.2.2 实验药品 |
| 4.2.3 实验设计 |
| 4.2.4 雌激素信号转导相关基因表达分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 TCS对雌性斑马鱼性腺中雌激素转导相关基因表达的影响 |
| 4.3.2 TCS对雄性斑马鱼性腺中雌激素转导相关基因表达的影响 |
| 4.4 分析与讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论、创新与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.1.1 TCS对斑马鱼性别分化的影响 |
| 5.1.2 TCS对斑马鱼的生殖毒性及HPG相关基因的表达影响 |
| 5.1.3 TCS对斑马鱼雌激素转导途径的影响 |
| 5.2 创新之处 |
| 5.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间取得的研究成果 |
（5）海南典型海岸带沉积物中厌氧氨氧化菌的群落结构及其功能与环境因子的相关性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 海岸带微生物氮循环及其意义 |
| 1.1.1 海岸带生态系统 |
| 1.1.2 海岸带微生物氮循环的重要意义 |
| 1.2 Anammox反应的发现及其生态学意义 |
| 1.3 Anammox菌的特征及其生化反应机理 |
| 1.3.1 Anammox菌的特征 |
| 1.3.2 Anammox菌的代谢途径 |
| 1.4 Anammox菌的生态分布 |
| 1.5 环境因子对Anammox菌的影响 |
| 1.5.1 常规理化因子 |
| 1.5.2 有机污染物 |
| 1.6 本论文的研究意义、内容及创新点 |
| 1.6.1 研究意义和内容 |
| 1.6.2 本研究的创新点 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 典型海岸带沉积物中有机污染物的分布特征及生态风险评估 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 采样区状况及样品采集 |
| 2.1.2 理化参数测定 |
| 2.1.3 有机污染物筛查 |
| 2.1.4 生态风险评估 |
| 2.1.5 数据处理 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 洋浦湾海域沉积物的理化特性及有机污染物分布特征 |
| 2.2.2 东寨港沉积物的理化特性及有机污染物分布特征 |
| 2.2.3 八门湾海域沉积物的理化特性及有机污染物分布特征 |
| 2.3 分析与讨论 |
| 2.3.1 海南近海岸带沉积物中有机污染物的分布特征 |
| 2.3.2 海南近海岸带沉积物中有机污染物的生态风险 |
| 2.4 小结 |
| 3 典型海岸带沉积物中Anammox菌群落结构与环境因子的相关性 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 采样区状况及样品采集 |
| 3.1.2 DNA提取与PCR扩增 |
| 3.1.3 克隆、测序 |
| 3.1.4 系统进化分析 |
| 3.1.5 生物统计学分析 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 洋浦湾海域Anammox菌的群落结构和多样性 |
| 3.2.2 东寨港海域Anammox菌的群落结构和多样性 |
| 3.2.3 八门湾海域Anammox菌的群落结构和多样性 |
| 3.2.4 不同区域Anammox菌群落结构、多样性与环境因子的相关性分析 |
| 3.3 分析与讨论 |
| 3.3.1 海南近海岸带沉积物中Anammox菌的群落结构及多样性特征 |
| 3.3.2 海南近海岸带沉积物中Anammox菌的群落结构及多样性与环境因子的关系 |
| 3.4 小结 |
| 4 典型海岸带沉积物中Anammox菌丰度与环境因子的相关性 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 采样区状况及样品采集 |
| 4.1.2 荧光定量PCR |
| 4.1.3 数据处理 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 洋浦湾海域沉积物中Anammox菌的丰度 |
| 4.2.2 东寨港海域沉积物中Anammox菌的丰度 |
| 4.2.3 八门湾海域沉积物中Anammox菌的丰度 |
| 4.2.4 Anammox菌丰度与环境因子的相关性分析 |
| 4.3 分析与讨论 |
| 4.3.1 不同海岸带沉积物中Anammox菌的丰度 |
| 4.3.2 不同海岸带沉积物中Anammox菌的基因丰度与环境因子的关系 |
| 4.4 小结 |
| 5 典型海岸带沉积物中Anammox菌脱氮效率与环境因子的相关性 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 采样区状况及样品采集 |
| 5.1.2 稳定同位素活性示踪 |
| 5.1.3 数据处理 |
| 5.2 结果 |
| 5.2.1 洋浦湾沉积物中的厌氧氨氧化与反硝化速率及其脱氮贡献率 |
| 5.2.2 洋浦湾沉积物中的厌氧氨氧化与反硝化速率与环境因子的关系 |
| 5.3 分析与讨论 |
| 5.3.1 典型海岸带沉积物中厌氧氨氧化和反硝化反应速率及其脱氮贡献率 |
| 5.3.2 典型海岸带沉积物中厌氧氨氧化和反硝化反应速率与环境因子的关系 |
| 5.4 小结 |
| 6 环境因子对Anammox菌影响的综合分析 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 不同海岸带环境因子对Anammox菌的影响 |
| 6.3 小结 |
| 7 研究结论与展望 |
| 7.1 本研究的主要结论 |
| 7.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录Ⅰ |
| 附录Ⅱ |
| 博士期间发表论文情况 |
| 个人情况简介 |
| 致谢 |
（6）“河流-水库”系统水环境典型污染物赋存特征的研究 ——以东江源区为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 流域水污染现状 |
| 1.1.2 东江源区水污染现状 |
| 1.2 典型目标污染物研究进展 |
| 1.2.1 氮、磷营养盐与水体富营养化 |
| 1.2.2 有色溶解性有机质 |
| 1.2.3 有机合成农药 |
| 1.2.4 抗生素 |
| 1.2.5 抗生素抗性基因 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的与意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 东江源区水环境氮磷污染特征及富营养化水平 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究区域及样本采集 |
| 2.2.2 实验室水体常规指标测定 |
| 2.2.3 实验室沉积物/土壤常规指标测定 |
| 2.2.4 水质评价方法和潜在富营养化评价 |
| 2.2.5 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 现场常规指标分析 |
| 2.3.2 东江源区水体单因子水质评价 |
| 2.3.3 东江源区水体氮、磷营养盐的时空分布特征 |
| 2.3.4 “河流-水库”系统水体中氮、磷营养盐的赋存特征 |
| 2.3.5 东江源区水体富营养化风险的评估 |
| 2.3.6 水库沉积物孔隙水中氮、磷的赋存特征 |
| 2.3.7 水库沉积物/消落区土壤中氮、磷的赋存特征 |
| 2.3.8 相关性分析 |
| 2.3.9 “河流-水库”系统水环境中氮、磷赋存特征及环境行为 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 东江源区水环境中有色溶解性有机质的赋存特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区域及样本采集 |
| 3.2.2 实验室水体常规指标测定 |
| 3.2.3 吸收光谱和三维荧光光谱测定 |
| 3.2.4 光谱指标计算方法 |
| 3.2.5 PARAFAC分析 |
| 3.2.6 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 东江源区水体中CDOM的基本特征 |
| 3.3.2 “河流-水库”系统水体中CDOM的基本特征 |
| 3.3.3 水库沉积物孔隙水中CDOM的基本特征 |
| 3.3.4 水库沉积物/消落区土壤中CDOM的基本特征 |
| 3.3.5 荧光光谱指数分析 |
| 3.3.6 荧光组分数的确定 |
| 3.3.7 东江源区水体中荧光组分的时空赋存特征 |
| 3.3.8 “河流-水库”系统水体中FDOM的时空特征 |
| 3.3.9 水库沉积物孔隙水中FDOM的基本特征 |
| 3.3.10 水库沉积物/消落区土壤中FDOM的基本特征 |
| 3.3.11 相关性分析 |
| 3.3.12 “河流-水库”系统水环境中DOM赋存特征及环境行为 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 东江源区水环境中典型农药的赋存特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区域及样本采集 |
| 4.2.2 实验试剂及材料 |
| 4.2.3 环境样品前处理 |
| 4.2.4 仪器分析 |
| 4.2.5 生态风险评价 |
| 4.2.6 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 东江源区水体中OCPs的赋存现状 |
| 4.3.2 东江源区水体中OPPs的赋存现状 |
| 4.3.3 东江源区水体中SPs的赋存现状 |
| 4.3.4 “河流-水库”系统水体中有机农药的时空赋存特征 |
| 4.3.5 水库沉积物孔隙水中有机农药的赋存特征 |
| 4.3.6 水库沉积物/消落区土壤中有机农药的赋存特征 |
| 4.3.7 东江源区水环境中农药的相关性分析 |
| 4.3.8 水库沉积物-孔隙水体界面农药交换通量的衡算 |
| 4.3.9 东江源区水环境中农药的生态风险评价 |
| 4.3.10 “河流-水库”系统水环境中农药赋存特征及环境行为 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 东江源区水环境中典型抗生素的赋存特征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 研究区域及样本采集 |
| 5.2.2 实验试剂及材料 |
| 5.2.3 环境样品前处理 |
| 5.2.4 仪器分析 |
| 5.2.5 生态风险评价 |
| 5.2.6 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 东江源区水体中抗生素的赋存现状 |
| 5.3.2 “河流-水库”系统水体中抗生素的时空赋存特征 |
| 5.3.3 水库沉积物孔隙水中抗生素的赋存特征 |
| 5.3.4 水库沉积物/消落区土壤中抗生素的赋存特征 |
| 5.3.5 东江源区水环境中抗生素的相关性分析 |
| 5.3.6 水库沉积物─孔隙水体界面抗生素交换通量的衡算 |
| 5.3.7 东江源区水环境中抗生素的生态风险评价 |
| 5.3.8 “河流-水库”系统水环境中抗生素赋存特征及环境行为 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 东江源区水环境中抗生素抗性基因的赋存特征 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 研究区域及样本采集 |
| 6.2.2 实验试剂及材料 |
| 6.2.3 DNA的提取 |
| 6.2.4 16 S rRNA高通量测序和微生物群落结构分析 |
| 6.2.5 抗生素抗性基因HT-q PCR |
| 6.2.6 实时荧光定量PCR |
| 6.2.7 数据分析 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 东江源区水环境中赋存ARGs的多样性 |
| 6.3.2 不同环境分组中赋存ARGs的多样性 |
| 6.3.3 东江源区水体中ARGs绝对丰度的赋存特征 |
| 6.3.4 水库沉积物/消落区土壤中ARGs绝对丰度的赋存特征 |
| 6.3.5 不同环境分组中ARGs绝对丰度影响因素的探究 |
| 6.3.6 东江源区水环境中ARGs和 MGEs归一化丰度的赋存特征 |
| 6.3.7 不同环境分组中ARGs归一化丰度及其结构组成特征 |
| 6.3.8 东江源区水环境中微生物结构组成特征 |
| 6.3.9 不同环境分组中ARGs和 MGEs共发生模式 |
| 6.3.10 不同环境分组中ARGs、MGEs和微生物群落结构共发生模式 |
| 6.3.11 “河流-水库”系统水环境中ARGs影响因素的确定 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 7.4 对策建议 |
| 参考文献 |
| 附录 A |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间已发表和录用的论文 |
（7）滇北小流域土壤和沉积物中持久性有机污染物的地球化学特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 持久性有机污染物 |
| 1.2.1 多环芳烃(PAHs) |
| 1.2.2 有机氯农药(OCPs) |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 持久性有机污染物(POPs)的检测方法 |
| 1.3.2 持久性有机污染物(POPs)的污染水平 |
| 1.3.3 来源解析 |
| 1.3.4 风险评价 |
| 1.3.5 有机质对持久性有机污染物(POPs)的影响 |
| 1.3.6 持久性有机污染物(POPs)的沉积记录 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 第2章 研究区域与研究方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.1.1 宝象河支流域 |
| 2.1.2 斗南地区(马料河支流域) |
| 2.2 样品制备 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 样品预处理 |
| 2.3 样品测定 |
| 2.3.1 持久性有机污染物(POPs)测定 |
| 2.3.2 ~(210)Pb、~(137)Cs测定 |
| 2.3.3 理化性质测定 |
| 2.4 数据分析 |
| 第3章 滇北小流域持久性有机污染物的污染水平 |
| 3.1 表层土壤中持久性有机污染的污染水平 |
| 3.1.1 表层土壤中多环芳烃的含量与组成 |
| 3.1.2 表层土壤中有机氯农药的含量与组成 |
| 3.2 剖面土壤中持久性有机污染物的污染水平 |
| 3.2.1 剖面土壤中多环芳烃的含量与分布 |
| 3.2.2 剖面土壤中有机氯农药的含量与分布 |
| 3.3 沉积物中持久性有机污染物的污染水平 |
| 3.3.1 沉积物中多环芳烃的含量与分布 |
| 3.3.2 沉积物中有机氯农药的含量与分布 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 多环芳烃 |
| 3.4.2 有机氯农药 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 滇北小流域持久性有机污染物来源解析及风险评价 |
| 4.1 多环芳烃的来源 |
| 4.1.1 土壤中多环芳烃的来源 |
| 4.1.2 沉积物中多环芳烃的来源 |
| 4.2 有机氯农药的来源 |
| 4.2.1 土壤中有机氯农药的来源 |
| 4.2.2 沉积物中有机氯农药的来源 |
| 4.3 多环芳烃风险评价 |
| 4.4 有机氯农药风险评价 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 有机质对持久性有机污染物环境行为的影响 |
| 5.1 土壤与沉积物中有机质的地球化学特征 |
| 5.1.1 表层土壤碳、氮、磷 |
| 5.1.2 剖面土壤碳、氮、磷分布特征 |
| 5.1.3 沉积物碳、氮、磷的含量与分布 |
| 5.1.4 有机质来源解析 |
| 5.2 有机质对多环芳烃的影响 |
| 5.3 有机质对有机氯农药的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 多环芳烃 |
| 5.4.2 有机氯农药 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 滇北小流域持久性有机污染物的沉积记录 |
| 6.1 沉积定年 |
| 6.2 沉积柱基本理化性质 |
| 6.2.1 碳、氮、磷的垂直分布 |
| 6.2.2 粒度的垂直变化 |
| 6.3 多环芳烃的沉积记录 |
| 6.4 有机氯农药的沉积记录 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 讨论 |
| 7.1 与国内外流域持久性有机污染物污染特征对比 |
| 7.1.1 多环芳烃 |
| 7.1.2 多环芳烃 |
| 7.2 人类活动对流域持久性有机污染物地球化学特征的影响探讨 |
| 7.3 滇北小流域碳氮变化及其生态环境意义 |
| 7.4 滇北小流域持久性有机污染物对当地社会经济发展的响应 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新之处 |
| 8.3 论文不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间主持的课题与研究成果 |
| 致谢 |
（8）长三角地区饮用水源地沉积物中有机氯农药污染特征（论文提纲范文）
| 1 实验部分(Experimental section) |
| 1.1 样品采集 |
| 1.2 材料与仪器 |
| 1.3 样品处理 |
| 1.4 仪器分析条件 |
| 1.5 质量控制/质量保证 |
| 2 结果与讨论(Results and discussion) |
| 2.1 长三角地区不同类型饮用水源地沉积物中有机氯农药污染水平 |
| 2.2 长三角地区不同类型饮用水源地沉积物中有机氯农药分布特征 |
| 2.3 长三角地区不同类型饮用水源地沉积物中有机氯农药源解析 |
| 2.4长三角地区不同类型饮用水源地沉积物中有机氯农药风险评价 |
| 3 结论(Conclusion) |
（9）城市内湖表层沉积物中有机氯农药残留特征及风险评价——以鄱阳湖生态经济区南昌市象湖为例（论文提纲范文）
| 1 研究区概况 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 样品采集 |
| 2.2 药品及试剂 |
| 2.3 样品前处理 |
| 2.3.1 样品预处理 |
| 2.3.2 样品的提取、净化及测定[23] |
| 2.4 仪器分析条件 |
| 2.5 加标回收率和精密度 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 象湖沉积物中OCPs残留现状 |
| 3.2 沉积物中HCHs和DDTs的来源分析 |
| 3.2.1 HCHs的组成及来源分析 |
| 3.2.2 DDTs的组成及来源分析 |
| 3.3 象湖OCPs残留对其连通水域可能产生的影响 |
| 3.4 不同城市内河中HCHs和DDTs残留比较 |
| 3.5 影响因素分析 |
| 3.6 生态风险评价 |
| 4 结论 |
（10）福建漳江口水域表层水、沉积物及水生生物中三氯杀螨醇的残留研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1. 1 站位布设 |
| 1. 2 样品采集与制备 |
| 1. 3 样品分析 |
| 1. 3. 1 水样 |
| 1. 3. 2 沉积物 |
| 1. 3. 3 水生生物 |
| 1. 4 色谱分析条件 |
| 1. 5 质量控制 |
| 1. 6 风险指数 |
| 1. 7 数据分析 |
| 2 结果 |
| 2. 1 表层水中 DCF 的含量 |
| 2. 2 表层沉积物 DCF 的含量 |
| 2. 3 水生生物体内 DCF 的残留与种间分布 |
| 3 讨论 |
| 3. 1 漳江口环境中 DCF 的来源分析 |
| 3. 2漳江口 DCF 的环境行为 |
| 3. 3水生生物体 DCF 种间分布差异原因探讨 |
| 3. 4人体暴露健康风险初步评估 |
| 4结论 |
四、三氯杀螨醇生物效应及其检测方法研究进展（论文参考文献）
- [1]清水河重金属与有机氯农药的环境行为及健康风险研究[D]. 开晓莉. 宁夏大学, 2021
- [2]我国典型潮间带沉积物中持久性毒害物的污染特征、风险评价和源汇分析[D]. 栾晓琳. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2019(02)
- [3]三类茶叶中三氯杀螨醇和氰戊菊酯检测方法的研究[D]. 苑欣娅. 黑龙江东方学院, 2019(06)
- [4]三氯生对斑马鱼性别分化和生殖系统的影响及其机制研究[D]. 何锦. 江苏大学, 2019(03)
- [5]海南典型海岸带沉积物中厌氧氨氧化菌的群落结构及其功能与环境因子的相关性研究[D]. 黎平. 海南大学, 2018(06)
- [6]“河流-水库”系统水环境典型污染物赋存特征的研究 ——以东江源区为例[D]. 陈奕涵. 上海交通大学, 2018(01)
- [7]滇北小流域土壤和沉积物中持久性有机污染物的地球化学特征[D]. 孙盼盼. 南京师范大学, 2017(01)
- [8]长三角地区饮用水源地沉积物中有机氯农药污染特征[J]. 暴志蕾,赵兴茹,耿梦娇,王山军,郭睿,昌盛,汪星,杨光,郑学忠,付青. 环境化学, 2016(06)
- [9]城市内湖表层沉积物中有机氯农药残留特征及风险评价——以鄱阳湖生态经济区南昌市象湖为例[J]. 陈春丽,戴星照,曾桐辉,弓晓峰,刘春英,左燕君. 长江流域资源与环境, 2015(12)
- [10]福建漳江口水域表层水、沉积物及水生生物中三氯杀螨醇的残留研究[J]. 罗冬莲. 福建水产, 2015(02)
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