一、九龙江口水体中多氯联苯的研究（论文文献综述）
龙邹霞[1]（2019）在《厦门湾海洋塑料垃圾和微塑料时空分布及对人类活动响应研究》文中指出塑料作为“人类世”所特有的一种物质,为现代人类文明的进步与发展提供了重要的基础性材料,但同时也产生了日益严重的环境和生态问题。开展海湾塑料垃圾和微塑料时空分布及对人类活动响应研究,对认识塑料物质在海岸带环境中的迁移、转化和归趋,调控人类活动行为,降低塑料物质对海洋环境与生态的危害都具有重要科学价值和实践意义。本文重点开展了厦门湾海洋塑料垃圾及微塑料分布规律,厦门城市污水处理厂中微塑料分布特征,厦门湾沉积物微塑料历史记录及对人类活动响应等方面的研究工作,主要取得以下成果。厦门湾海面垃圾存在不均匀分布,并典型受降水、潮流、盐度、风向和周边陆域城市垃圾管控水平等因素控制。海面垃圾丰度最高为70751 Items/km2,最低为3556 Items/km2,二者相差近20倍,主要集中在九龙江口海域及其邻近的厦鼓海域,约占厦门湾海面垃圾的59.5%。约有76.67%的海面垃圾来源于流域和周边陆域人类活动产生,仅有23.33%的由捕捞和水产养殖等海上人类活动产生。海面垃圾与降水量相关度高（R2=0.75）,台风、持续暴雨等极端天气将大量陆源垃圾带入海洋,导致海面垃圾显着增加,例如台风“莫兰蒂”造成海面垃圾平均丰度较同期正常天气情况下高7-11倍。九龙江河口咸淡水交汇的盐度锋面处,水动力条件较弱的区域和常年主导风向的下风向并有岸滩、岛屿阻隔等处较易形成海面垃圾集中分布区域。随着尺寸的减小,海面垃圾丰度近似成幂指数增加,且其中塑料垃圾的占比近似成对数升高,表明海面塑料垃圾小型化趋势明显。海底垃圾分布总体与海面垃圾相似,但又略有不同。海底垃圾丰度介于53143-3600 Items/km2。受底部流场差异和盐度锋面等影响,尤其在河口海域由于受底层盐水楔顶托作用,与海面相比,海底垃圾沉积中心向河口方向上移。海底垃圾丰度以中块垃圾为峰值近似呈“倒V”字形正态分布,且随着尺寸的减小,塑料垃圾的占比略呈下降趋势。塑料纸/袋和塑料绳子都是海面和海底塑料垃圾各尺寸中最为主要的两种类型。小块和特大块塑料垃圾的类型比较单一,而中块和大块的塑料垃圾类型则比较丰富多样,并随着尺寸的减少,海面和海底塑料垃圾中可识别的类型显着降低。滩涂（沙滩）垃圾丰度普遍较海面垃圾和海底垃圾高,其分布特征能一定程度上反映海洋垃圾的“源汇”格局。滩涂（沙滩）垃圾平均丰度约为159833 Items/km2,分别是海面垃圾和海底垃圾的5.25倍和5.61倍。流域带来的垃圾,在河口海域受盐度锋面和近岸植被的阻滞影响,并在波浪能作用下堆积到九龙江河口滩涂上,形成流域垃圾的“中继站”;在台风、暴雨或高潮水位作用下进行二次分配,又再次进入到厦门湾海域,成为海面和海底垃圾的主要“策源地”之一,起到“源”的作用。海面垃圾在潮流输移和波浪能推移作用下,逐步汇集到厦门岛东南部沙滩,使其成为厦门湾海面垃圾的重要“汇”之一。九龙江河口滩涂中除特大块外,其他垃圾丰度随其尺寸的减小而减小,且塑料垃圾的占比也呈近似相同规律。厦门岛东部沙滩垃圾以中块为峰值近似呈“倒V”字形正态分布,塑料垃圾尺寸占比呈“V”字型分布。滩涂（沙滩）中大块和中块的塑料垃圾类型较为多样,类型平均为28种和24种,是海面和海底同尺寸塑料垃圾类型数量的3-4倍。泡沫类塑料是滩涂（沙滩）塑料垃圾中的主要类型之一,应引起特别关注。厦门湾海面微塑料分布规律与塑料垃圾有较大差异,尤其受降水影响的机制明显不同。厦门湾海面微塑料平均丰度分别为135269 Items/km2,是海面塑料垃圾的5.5倍,其粒径小于2.5mm的约占78.1%,主要类型以PE（31%）、PA（22.3%）和PVC（14.5%）为主。海面微塑料由于粒径小,受河口盐度锋面的阻滞作用弱于大块塑料垃圾,而易被输移到距离“源”更远的开阔海域,使其有别于塑料垃圾的分布规律。海面微塑料丰度在丰、平、枯三季有较大差异,以枯水期丰度最高（121276 Items/km2）,丰水期处于中等水平（73925 Items/km2）,平水期最低（24908 Items/km2）,仅为枯水期的20.5%。枯水期降水少、太阳辐射作用时间长,有利于大块塑料降解碎化形成“次生”微塑料,而使得海面微塑料丰度显着升高。滩涂微塑料丰度空间分布特征与塑料垃圾类似,能较好地指示微塑料的“源汇”格局。设计并改进了城市污水微塑料采样方法,总结了厦门城市污水处理厂中微塑料分布特征。采用电磁流量计与快速拍照联用思路,设计并改进城市污水处理厂微塑料采样方法,计量误差约为±1-2 mL/s,有效地解决了进出水采样体积级差大的问题,提升了进出水中微塑料丰度结果的可比性。研究表明,厦门城市污水处理厂进出水中微塑料平均丰度分别为6.55Items/L和0.59Items/L,平均去除率为90.52%,通过厦门七座城市污水处理厂日排入厦门湾的微塑料数量约为6.5×108个,数量巨大不容忽视。微塑料以白色、透明和绿色三种颜色为主,形态以颗粒态为最,类型以PP、PE、PS以及PP与PE共聚物为要,粒径为63-120μm的占比较大。进水中微塑料丰度与SS的浓度之间呈正相关,服务区域内的塑料制品企业数量、类型、规模等对进水中微塑料丰度有较大影响。微塑料的去除率与污水处理厂运行负荷有密切关系,超负荷运转污水处理厂出水中微塑料丰度明显偏高。微塑料的形状、密度和粒径大小等对其在城市污水处理厂中的迁移、转化行为有重要影响。GY沉积物柱样中的微塑料历史丰度呈现波动变化。最早的微塑料历史记录出现在20世纪40年代末50年代初,对世界和我国的塑料工业发展历史初期有较好的指示关系。微塑料丰度在1950s缓慢上升后,在1960s又呈下降趋势。随着1978年中国改革开放后塑料生产和消费的快速发展,微塑料丰度在1980s中期出现峰值（189241 Items/kg·dw）,并随后逐年下降到1990s中期的阶段低值。1990s年代中后期至今,微塑料丰度又呈逐步上升的趋势。GY沉积物柱样中微塑料类型以PES和Acrylic为主,其平均占比分别达到41.07%,23.12%,PE、PP、PE+PP和PA类占比分别为11.47%、6.52%、5.63%和3.84%。微塑料粒度≤100μm的约占82.20%,主要集中在20-40μm之间。不同年代微塑料粒度有一定差别,尤其是1972-1984年间的微塑料粒度分布更加集中,并以密度较大的PES为主,平均占比达64.5%。GY沉积物柱样中的微塑料历史记录是对多重环境压力的有效响应。1988年以前,塑料制品产量是GY沉积物中微塑料历史丰度分布的主控因素,即微塑料历史丰度随着塑料产量的增加而升高,且世界塑料产量对微塑料丰度的影响最为明显（R2=0.85）。1988年以后,沉积物中微塑料丰度历史分布受多重因素影响和控制。1980s中后期陆源塑料垃圾收集处置率的逐步提升,1996年开始的海洋垃圾清扫政策等使得陆源入海塑料垃圾通量并未显着升高,同时1989年以后城市污水集中处置率逐步提升使得城市污水微塑料排放量呈下降趋势,1989年生效的MARPOL公约附则V更是直接有效地减少了船舶塑料垃圾排海,这些因素共同影响和控制着海洋微塑料的物源输入强度。微塑料在沉积环境中的丰度、类型和形态等历史记录是微塑料物源输入、微塑料自身理化性质和沉积环境三者共同作用的结果,是对多重环境压力的有效响应。微塑料在沉积环境中的历史分布特征能够较好的反演人类塑料工业的发展历史进程、塑料制品消费结构变化、区域重要人类活动史,较好地展示了微塑料作为“人类世”重要地层学标志物的潜在应用价值和重要指示意义。
章腾[2]（2019）在《纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解多氯联苯的机制研究》文中认为我国尽管于上世纪八十年代全面停止多氯联苯的生产,但是残留的多氯联苯仍然是一个很大的安全隐患,由于多氯联苯高毒性、持久性、长距离迁移性,未妥善处理的多氯联苯造成的污染状况不可小视。残留在环境中的多氯联苯容易通过食物链逐级扩大,富集到生物体内,“三致作用”严重威胁人类的健康安全,半挥发性导致其长距离迁移,扩散到全球各个角落,污染广泛而严重,必须予以重视。传统的修复方法各有弊端,物理修复治标不治本,化学修复耗费大,生物修复周期长,都不能达到理想的修复目标,找到一种经济绿色高效的修复技术迫在眉睫。与一般的化学氧化相比,高级氧化技术反应迅速、适用范围广、降解效果好,逐渐引起了研究者的重视。基于过硫酸盐的高级氧化技术是近些年来兴起的广泛应用于污染水体和土壤高效修复的新兴技术。利用材料高效活化单过硫酸盐,从而产生硫酸根自由基和羟基自由基,自由基攻击污染物,进而引发一系列的自由基链式反应,达到彻底降解污染物的目的。基于上述的考虑,本文选择纳米二硒化铁材料和单过硫酸盐展开了此次研究,探究纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解多氯联苯的机制。主要研究成果有以下三方面（1）成功合成了具有高效活化单过硫酸盐能力的纳米二硒化铁材料,其活化单过硫酸盐能够实现对PCB 28的快速降解。（2）研究了纳米二硒化铁材料和单过硫酸盐投加量的影响,考察了pH、阴离子和Fe2+的影响,优化了降解的关键技术参数;利用自由基淬灭反应和电子顺磁共振波谱仪（EPR）,探明了羟基自由基为降解PCB 28的主要自由基类型;利用气相色谱质谱（GC-MS）分析了PCB 28降解的中间产物;结合纳米材料二硒化铁反应前后的XPS分析,最终揭示了纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解PCB28的作用机制。（3）选用两种表面活性剂聚氧乙烯月桂醚和十二烷基苯磺酸钠进行土壤洗脱实验,找到适合洗脱多氯联苯场地污染土壤的表面活性剂和浓度。然后利用Nano-FeSe2/PMS体系实现对土壤洗脱液中多氯联苯的高效去除,本研究结果为多氯联苯场地污染土壤修复提供了新的方法。图[30]表[4]参[82]
周秀花[3]（2019）在《永定河流域表层水体中有机污染物筛查及潜在风险研究》文中认为当前,大量缺乏毒性信息化学品使用并进入环境水体,给人体健康及生态系统带来潜在的毒性风险,受到国内外研究学者的广泛关注。因此,本文以永定河流域（官厅水库、妫水河、桑干河、洋河、永定河）为研究区,对研究区表层水体中的有机污染物进行高通量筛查,基于筛查结果确定定量分析的目标污染物并对其进行风险评价,筛出研究区水体中具有潜在风险的优控清单。本文为该区域水体污染的防治提供理论和方法基础,对了解和评价其他水体污染状况、诊断生态效应和治理水体污染具有重要的指导意义。本文从以下三个部分进行介绍。首先,依托全二维气相色谱-飞行时间质谱（GC×GC-TOF-MS）高通量筛查技术对研究区水体进行非目标化合物定性筛查。结果表明:研究区表层水体中检出有机污染物的种类基本相似,主要是酯类、酮类、烷烃类、醇类、多环芳烃类、农药类、氯苯等;其中官厅水库平均检出有机污染物708种,洋河平均检出有机污染物1549种,妫水河检出有机污染物为1230种。研究区各采样点中100%检出的有机污染物有35种,包括二十七烷、1,2-二氯苯、1,2-苯二甲酸（2-甲基丙基）丁酯、1-二十醇、DTT、DDVP以及Nap等。然后,基于高通量筛查结果,以14种OCPs、9种OPs、16种PAHs以及12种CBs等4类51种有机污染物定为目标污染物,应用气相色谱-质谱联用（GC-MS）技术对其进行定量分析。其分布特征表现为:1)OCPs:研究区表层水体中OCPs整体上浓度较低。官厅水库、妫水河、桑干河、洋河、永定河的含量范围分别为N.D.35.62ng/L、N.D.39.11 ng/L、N.D.27.82 ng/L、2.88104.06 ng/L、N.D.306.41 ng/L。2)OPs:研究区水体除了DMO以外其余8种OPs均有不同程度检出;其检出浓度分别为妫水河（N.D.1054.66 ng/L）、桑干河（399.12799.64 ng/L）、永定河（47.92998.25ng/L）、洋河（344.68677.37 ng/L）、官厅水库（209.72603.14 ng/L）,初步推测妫水河可能是官厅库区水体中OPs农药的重要来源;而官厅东区、官厅西区水体中OPs的含量分别为292.72603.14 ng/L、209.72577.51 ng/L,进一步说明妫水河对于官厅东区OPs的污染有影响。3)PAHs:桑干河（36.9044.97 ng/L）、洋河（17.5230.70ng/L）、妫水河（N.D.22.10 ng/L）、永定河（7.7723.84 ng/L）、官厅水库（N.D.19.85ng/L）;与其他研究区相比,本区域表层水体中PAHs的含量较低。4)CBs:永定河（98.66264.56 ng/L）、官厅水库（9.48218.40 ng/L）、桑干河（124.61191.62 ng/L）、洋河（79.62175.68 ng/L）、妫水河（10.27124.60 ng/L）;与国内已有研究相比,本研究区的CBs含量处于低浓度水平。最后,建立一套基于环境风险的水环境监测指标排序和筛选的定量化方法。采用ECOSAR模拟方法计算研究区水体中检出率达到60%（高通量筛查结果）以上的51种有机污染物毒性值,其中25种为强毒性污染物,18种为有毒性污染物,8种为有害性污染物;应用风险商值（RQ）评价模型对水体中有机污染物残留的潜在风险进行评价,研究区水体中大部分有机污染物生态风险为可接受水平,值得注意的是POT、PTM、PAT对研究区的水蚤类均具有高生态风险;利用致癌（CR）和非致癌（HI）模型对研究区水体进行健康风险评价,本研究区目标污染物的非致癌风险值均低于限值1,致癌风险值低于10-6,认为是可以接受的风险水平。基于目标污染物的5个风险指标值（急性毒性值、慢性毒性值、RQ、HI、CR）,采用主成分分析法分析综合毒性指标。结果表明DTT、DDVP、CPF、Acy、Ace、MTO等为永定河流域表层水体环境有机污染物监测中需要关注的指标,而其余有机污染物可作为环境调查的重要参考。
张再旺,李甲亮,隋涛,程明明,孙凯峰[4]（2017）在《中国红树林湿地有机污染物研究进展》文中认为随着经济的发展,分布于热带、亚热带沿海潮间带的红树林遭受到各类污染物的威胁。各种陆源有机污染物严重威胁着红树林湿地的水体、沉积物及生物体。汇总我国红树林生态系统水、沉积物及生物体内多环芳烃、多氯联苯、有机氯农药、抗生素、溴代阻燃剂等机污染物的研究结果,进而评价我国红树林生态系统的有机污染现状及生态风险。总体来看,已有多种污染物在红树林水体、沉积物及生物体中检出,有机污染物含量处于较低水平。红树林水体中有农药及抗生素检出;沉积物中多环芳烃、多氯联苯含量在珠江口地区最高,二者在沉积物中的潜在生态风险较低;DDT在红树林沉积物中的生态风险属于较低水平,但部分红树林区DDT含量存在超过ERM的现象,应引起重视;多溴联苯醚等"新型"有机污染物在珠江口红树林沉积物中普遍检出。多种有机污染物在红树林植物及林内生物体种存在生物富集效应。红树林是多种有机污染物的重要蓄积地。
王薛平[5]（2017）在《上海市地表水体中多环芳烃与多氯联苯的环境行为与风险研究》文中研究说明多环芳烃（PAHs）和多氯联苯（PCBs）是两类典型的具有致癌、致畸和致突变的持久性有机污染物（POPs）,可通过多种环境介质进行长距离迁移,且对人类健康和环境安全具有严重危害。地表水体是PAHs、PCBs等污染物的重要的环境受体,因此研究PAHs、PCBs在典型地表水体中的暴露水平、环境行为及其造成的环境风险具有重要的理论和现实意义。本研究在国家自然科学基金项目（No.41271472）、上海市科委社会发展重点项目（No.12231201900）的资助下,利用气相色谱法/质谱联用技术（GC/MS）测定了上海市河网、滴水湖及其环湖水系水、沉积物中PAHs、PCBs的暴露浓度,运用统计学和GIS等方法分析了 PAHs和PCBs的污染水平与时空分布规律,利用冗余分析（RDA）等方法探讨了 PAHs和PCBs的污染分布及分配行为与环境因子间的耦合关系,综合主成分分析（PCA）、绝对主成分/多元线性回归（APCS/MLR）及正定矩阵因子分解（PMF）等方法对比分析了其来源与来源贡献率。在此基础上,基于景观用水用途的暴露情境,分析了 PAHs、PCBs对上海市成人、儿童造成的致癌性健康风险和非致癌性健康风险,结合美国国家环境保护局（USEPA）推荐的定量结构-活性相关模型（QSAR）（ECOSAR）和北京大学开发的基于贝叶斯理论的风险评估模型（BMC-SSD）推导了符合研究区水系、水体特征的水生生物预测无效应浓度（PNEC）,并利用商值法对其生态风险水平进行了表征。得出的主要结论如下:（1）研究区表层水、沉积物中16种PAHs整体处于轻微至中度污染水平,各相中PAHs均以3～5环成分为主,含量较高的单体有Phe、Ant和Flua。表层水中PCBs为轻中度污染,而沉积物中PCBs为轻微污染,各相中PCBs均以五氯联苯为主,主要的特征单体为PCB118、PCB105和PCB77。受河道水动力条件较弱、黑臭现象较严重等因素影响,中心城区以及城镇居民区河网水体中PAHs、PCBs污染相对严重。滴水湖环湖水系水体中的PAHs、PCBs含量普遍高于湖区。除秋季沉积物中的PCBs外,冬季表层水中的PAHs和PCBs均显着高于其他季节。（2）"盐析效应"、水质现状、总悬浮颗粒物（TSS）和溶解性有机质（DOC）是影响水中PAHs、PCBs分布的重要因素。沉积物中PAHs分布受沉积物的机械组成和碳黑（SC）影响显着,PCBs分布则受SC、TOC影响显着。水温、盐度及水中的TSS、DOC对PAHs、PCBs在颗粒物-水间的分配行为影响较大。PAHs、PCBs的沉积物-水分配行为均受沉积物机械组成影响显着,SOC及TOC含量对PAHs的沉积物-水分配行为影响显着,但对PCBs的影响不显着。现场数据较好地拟合了沉积物-水中PAHs的分配行为,但并不能很好地拟合沉积物-水中PCBs的分配行为。（3）正定矩阵分解法（PMF）较之主成分分析法（PCA）和绝对主成分/多元线性回归法（APCS/MLR）对PAHs源解析的结果更全面,源解析结果表明研究区地表水中PAHs主要来自于煤、薪柴和天然气等燃烧源以及焦化源排放,而沉积物中的PAHs受交通源的贡献最高,其次为燃烧源和焦化源。PCA法及PMF法均区分出了 PCBs的4类源,但贡献率计算结果存在一定差异。总体而言,研究区地表水体中PCBs主要来自国产PCB工业品的使用残留,但也受再生金属加工行业排放以及国外PCB产品的使用残留与远距离输送影响。（4）河网水体中PAHs、PCBs的成人的总致癌风险水平已超过了最大可接受致癌风险水平,儿童仅除崇明岛及农业区部分点位外,其他点位的总致癌风险也均超过了最大可接受风险水平。对于滴水湖及其环湖水系水体中PAHs、PCBs,仅有9.3%的点位成人总致癌风险及18.67%的点位儿童总致癌风险处于可接受水平。皮肤接触是景观用水暴露情境中PAHs、PCBs致癌风险的主要暴露途径,但不会造成明显的非致癌健康伤害。（5）利用ECOSAR及BMC-SSD模型推导的预测无效应浓度（PNEC）与其他研究具有较好的可比性。研究区存在较高生态风险水平的PAHs单体主要有水中的苯并[b]荧蒽（BbF）、苯并[k]荧蒽（BkF）、BghiP以及沉积物中菲（Phe）、荧蒽（Flua）和芘（Pyr）,存在高生态风险水平的PAHs单体主要为Phe、蒽（Ant）、窟（Chry）、Flua和Pyr。水体中具有高生态风险水平的DL-PCBs单体主要为溶解态中的PCB105、颗粒态中的PCB118、PCB105和PCB77。
王璐[6]（2016）在《长江全流域多介质中PCBs分布现状调研及初步源解析》文中指出多氯联苯（Polychlorinated biphenyls, PCBs）是一类具有代表性的持久性有机污染物（Persistent organic pollutants,POPs）,由于其具有毒性、能够长距离迁移沉积、对环境和人体产生损害,其所造成的污染问题已经成为全球性的环境问题。本研究对长江全流域多介质进行了大尺度采样,较为全面的采集了长江流域表层水体、表层沉积物、表层岸边土壤样品共98个,采用液液萃取、索氏萃取与GC/MS检测相结合的方法,系统分析了其中多氯联苯含量、组成和空间分布特点,总结了不同介质中污染物分布的相关性以及迁移转化规律,并对PCBs的污染来源进行了初步探究,做出了相关的污染状况评估。通过研究,可以得出以下结论：（1）长江流域表层水体、表层沉积物、表层岸边土壤中PCBs浓度范围分别在0.69-678.36ng/L、干重7.46-39.61ng/g、干重8.81-199.40ng/g之间,水体和沉积物中PCBs含量在我国处于较低水平,土壤中PCBs浓度偏高,且表层水体与表层岸边土壤中PCBs的污染分布存在相关性。（2）城市对于PCBs污染具有较大的长期影响,且支流汇入可能也是影响某些流域干流水体中PCBs浓度分布的主要因素。（3）我国现在PCBs污染的主要来源可能是我国自己生产使用的PCBs。使用主成分法分析岸边土壤中PCBs构成发现,长江流域表层土壤中PCBs的主要来源可能是新出现的高氯代PCBs污染源或跨境大气传输。长江干流可能是全流域土壤中PCBs的主要污染源所在的区域,通过大气长距离转运向支流区域迁移传输。（4）长江流域二恶英类PCBs在水体、沉积物、土壤样品中的浓度均值分别为0.09ng/L、0.79ng/g、1.49ng/g,与我国已报道的其他流域相比处于较高水平。
员晓燕,杨玉义,李庆孝,王俊[7]（2013）在《中国淡水环境中典型持久性有机污染物（POPs）的污染现状与分布特征》文中指出持久性有机污染物（Persistent organic pollutants,POPs）因其对环境和人类健康的严重危害而成为倍受关注的全球性环境问题.水环境是POPs的主要环境归宿之一,研究淡水环境中POPs污染对于了解POPs的环境生物地球化学过程及其生态风险具有重要意义.本文从水体、沉积物及水生生物3种介质,系统总结了POPs在中国部分淡水环境中的污染水平及其可能的来源,提出了研究存在的问题和进一步研究的重点.
刘敏霞,杨玉义,李庆孝,王俊[8]（2013）在《中国近海海洋环境多氯联苯（PCBs）污染现状及影响因素》文中指出对中国近海海洋环境（水体、表层沉积物和生物体）中多氯联苯（PCBs）的空间分布、污染程度、来源及影响因素进行了总结,得出如下结果:①我国近海海域水体中,PCBs的含量水平呈现由北向南逐渐增加的趋势,以东部沿海工农业发达地区为最高,我国大部分近海海域水体中PCBs都超过美国EPA制定的30 ng·L-1的标准,污染比较严重;②我国近海海域表层沉积物中PCBs只有小部分超过ISQG（interim sediment quality guideline）和ERL（effects range-low）值,引起生物负效应的几率比较小,污染程度较轻;③生物体内富集的PCBs以4、5和6等高氯代联苯为主,其含量都低于《食品中污染物限量标准》2 000ng·g-1,不会对人类健康造成影响.④我国近海海洋环境中PCBs主要来源于周围大型工厂排放的废水以及电子垃圾拆解造成的PCBs泄漏,影响PCBs含量水平的主要因素有距离陆地的远近程度、水流交换情况、水量大小、季节的变化、沉积物颗粒大小、有机碳含量等等.
管玉峰,岳强,涂秀云,吴宏海[9]（2011）在《珠江入海口水体中多氯联苯的分布特征及其来源分析》文中研究表明为评估珠江三角洲水体中PCBs（多氯联苯）的污染水平及其生态环境影响,于2005年3月—2006年2月,采集并分析了珠江八大入海口水体中PCBs的残留状况.结果显示,珠江八大入海口水体中ρ（PCBs）为0.19～7.04 ng/L,其中三氯联苯和四氯联苯占PCBs总量的70%以上,约40%的水样（主要为7—12月样品）ρ（PCBs）高于或接近我国《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）的限值（2 ng/L）.组成分析及主成分分析结果表明,珠江入海口水体中PCBs的分布特征与我国#1PCBs及国外Aroclor 1242和Aroclor 1016产品相近,低氯产品#1PCBs及Aroclor 1242和Aroclor 1016可能是水体中PCBs污染的主要来源,而废弃电容器、沉积物再悬浮、大气沉降及废水处理厂排放等输入源是水体的重要贡献者.
崔庆兰[10]（2011）在《太湖不同营养级水生生物体中多氯联苯和有机氯农药的分布特征及其健康风险初探》文中指出本论文选择太湖7种人们经常食用的水生生物（河蚌、田螺、虾、鲤鱼、刀鲚、秋刀鱼、昂刺鱼）作为研究对象,确定了各生物体所在的营养级,分析研究了各水生生物体中28种多氯联苯（PCBs）和8种有机氯农药（OCPs）的分布特征,并进行了健康风险初探。研究结果如下：（1） PCBs和OCPs在太湖河蚌、田螺、虾、鲤鱼、刀鲚、秋刀鱼、昂刺鱼7种水生生物体内,除CB-77没有检出以外,其余的27种PCBs和8种OCPs全部检出；PCBs的检出率为96.43%,OCPs的检出率为100%。（2）所有样品中的Σ28PCBs干重为18.75～103.79ng/g、湿重为8.67～27.60ng/g;所有样品中的Σ8OCPs干重为35.12-264.18ng／g、湿重为13.98～70.26ng/g。不同物种之间的Σ28PCBs、Σ8OCPs差异较大。本研究中的太湖7种水生生生物体内的PCBs和OCPs的浓度水平基本处于世界范围内的中低水平。（3）各生物体内Σ28PCBs、Σ8OCPs的高低顺序与其所在营养级的高低顺序基本一致,即河蚌、田螺、虾、鲤鱼、刀鲚、秋刀鱼、昂刺鱼体内的Σ28PCBs、 Σ8OCPs基本随着营养级的升高而增大,但并不严格一致,导致这种差别的原因可能与所采样品的个体大小、生长时间（即年龄）、生存环境、生活习性、食性、食物链的长度与结构的变化、脂肪含量、生物的性别等因素有关,具体原因有待进一步的试验验证与研究。总体而言,PCBs和OCPs在河蚌、田螺、虾、鲤鱼、刀鲚、秋刀鱼和昂刺鱼体内具有生物累积和生物放大效应。（4）太湖河蚌、田螺、虾、鲤鱼、刀鲚、秋刀鱼、昂刺鱼7种水生生物体内的PCBs没有超过GB2762-2005规定的限量,OCPs没有超过GB2762-2005中规定的再残留限量,符合国家食品卫生安全标准。通过初步的健康风险评估,发现成年人食用太湖河蚌、田螺、虾、鲤鱼、刀鲚、秋刀鱼和昂刺鱼7种水生生物既不具有致癌风险也不具有非致癌风险。
二、九龙江口水体中多氯联苯的研究（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、九龙江口水体中多氯联苯的研究（论文提纲范文）
（1）厦门湾海洋塑料垃圾和微塑料时空分布及对人类活动响应研究（论文提纲范文）
| 作者简历 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 塑料和海洋塑料污染 |
| 1.2.1 塑料及中国塑料工业发展简史回顾 |
| 1.2.2 海洋塑料污染及其危害 |
| 1.3 微塑料定义及其来源 |
| 1.3.1 微塑料的定义 |
| 1.3.2 微塑料的来源 |
| 1.4 海洋微塑料国外研究进展 |
| 1.4.1 微塑料的分布及其影响因素 |
| 1.4.1.1 海洋微塑料通量估算 |
| 1.4.1.2 微塑料在近岸海域中的分布 |
| 1.4.1.3 微塑料在极地和大洋中的分布 |
| 1.4.1.4 微塑料在淡水中的分布 |
| 1.4.2 微塑料的物理化学性质与危害 |
| 1.4.2.1 微塑料的物理化学性质 |
| 1.4.2.2 微塑料对生物和生态的直接危害 |
| 1.4.2.3 微塑料对生物和生态的间接危害 |
| 1.4.3 微塑料的采样和分析方法 |
| 1.4.3.1 野外采样方法 |
| 1.4.3.2 实验室分析方法 |
| 1.5 海洋微塑料国内研究进展 |
| 1.5.1 在沙滩海岸中的分布 |
| 1.5.2 在近岸海域与河口区的分布 |
| 1.5.3 在沉积物中的分布 |
| 1.5.4 在海洋生物体内的分布 |
| 1.5.5 在河流及湖泊中的分布 |
| 1.5.6 其他研究 |
| 1.6 海洋微塑料研究存在的问题与方向 |
| 1.6.1 存在问题 |
| 1.6.1.1 微塑料的采样和分析方法 |
| 1.6.1.2 微塑料的理化特性和时空分布 |
| 1.6.1.3 微塑料的危害 |
| 1.6.2 研究方向 |
| 1.6.2.1 微塑料调查和研究方法领域 |
| 1.6.2.2 微塑料理化特性与时空分布领域 |
| 1.6.2.3 微塑料的危害领域 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 研究方法 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第二章 研究区域自然和社会经济概况 |
| 2.1 地理位置 |
| 2.2 社会经济 |
| 2.3 气候特征 |
| 2.4 水文特征 |
| 2.5 地质地貌 |
| 2.6 沉积环境 |
| 2.7 生态环境 |
| 第三章 海洋塑料垃圾及微塑料分布研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 采集站位 |
| 3.2.2 采样方法 |
| 3.2.3 质量控制 |
| 3.3 海面和海底塑料垃圾分布格局 |
| 3.3.1 基于实地调查的海面和海底垃圾空间分布特征 |
| 3.3.2 海面和海底垃圾塑料垃圾尺寸和物源分析 |
| 3.3.3 海面和海底塑料垃圾类型组成分析 |
| 3.3.4 极端天气(台风)对海面垃圾分布的影响 |
| 3.4 滩涂(沙滩)塑料垃圾时空分布规律与特征 |
| 3.4.1 滩涂(沙滩)垃圾时空分布规律 |
| 3.4.2 滩涂(沙滩)塑料垃圾尺寸分布特征 |
| 3.4.3 滩涂(沙滩)塑料垃圾类型组成分析 |
| 3.5 海洋微塑料空间分布 |
| 3.5.1 海面微塑料空间分布特征 |
| 3.5.2 海面微塑料季节变化 |
| 3.5.3 海底和滩涂微塑料分布特征 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 城市污水处理厂中微塑料分布特征研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 采集站位 |
| 4.2.2 样品采集 |
| 4.2.3 样品处理 |
| 4.2.4 微塑料鉴定分析 |
| 4.2.5 污染控制 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 方法有效性 |
| 4.3.2 微塑料丰度 |
| 4.3.3 微塑料特征 |
| 4.3.4 微塑料去除 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 沉积物微塑料历史记录及对人类活动响应研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 沉积物柱样采集站位 |
| 5.2.2 沉积物柱样处理 |
| 5.2.3 沉积物柱样年代学测定 |
| 5.2.4 沉积物柱样的粒度和黏土矿物测定 |
| 5.2.5 沉积物柱样金属元素丰度测定 |
| 5.2.6 沉积物柱样微塑料测定 |
| 5.2.7 质量控制 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 研究方法的适应性 |
| 5.3.2 沉积物柱样中微塑料丰度历史分布 |
| 5.3.3 微塑料历史分布对人类活动的响应 |
| 5.3.3.1 对塑料制品产量的响应 |
| 5.3.3.2 对陆源塑料垃圾入海的响应 |
| 5.3.3.3 对城市污水微塑料排海的响应 |
| 5.3.3.4 对船舶塑料垃圾排海的响应 |
| 5.3.4 微塑料历史分布与沉积环境耦合 |
| 5.3.5 微塑料作为“人类世”地层学标志物的指示意义 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 研究结论、创新与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 6.3.1 研究不足 |
| 6.3.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（2）纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解多氯联苯的机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 多氯联苯污染物的概述 |
| 1.1.1 多氯联苯的基本性质 |
| 1.1.2 多氯联苯的污染状况 |
| 1.1.3 多氯联苯污染的修复技术 |
| 1.2 高级氧化技术 |
| 1.2.1 传统的高级氧化技术 |
| 1.2.2 基于硫酸根自由基的高级氧化技术 |
| 1.3 研究目的意义及内容 |
| 1.3.1 研究目的与意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 材料制备与仪器 |
| 2.1 材料制备 |
| 2.1.1 纳米二硒化铁材料制备 |
| 2.1.2 纳米二硒化铁材料表征 |
| 2.2 仪器 |
| 3 纳米FeSe_2 活化PMS降解PCB28 的机制研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 单独纳米二硒化铁和单过硫酸盐降解PCB28 |
| 3.2.2 纳米二硒化铁浓度和单过硫酸盐浓度对PCB28 降解的影响 |
| 3.2.3 pH值对Nano-FeSe_2/PMS体系反应的影响 |
| 3.2.4 阴离子对Nano-FeSe_2/PMS体系反应的影响 |
| 3.2.5 二价铁离子对Nano-FeSe_2/PMS反应的影响 |
| 3.2.6 自由基淬灭剂对Nano-FeSe_2/ PMS体系反应的影响 |
| 3.2.7 Nano-FeSe_2/ PMS体系中自由基的EPR鉴定 |
| 3.2.8 反应过程中金属离子的溶出 |
| 3.2.9 纳米二硒化铁材料循环使用 |
| 3.2.10 Nano-FeSe_2/PMS体系中PCB28 降解产物分析 |
| 3.2.11 纳米二硒化铁材料反应前后的XPS分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 多氯联苯场地污染土壤的洗脱-PMS氧化联合修复研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.1.3 分析方法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同表面活性剂对多氯联苯的洗脱效率 |
| 4.2.2 纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解不同洗脱液中的多氯联苯 |
| 4.2.3 多氯联苯污染土壤洗脱降解修复 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 总结和展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介及读研期间科研成果 |
（3）永定河流域表层水体中有机污染物筛查及潜在风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 术语与缩略语表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 水环境中有机污染物种类及来源 |
| 1.2.2 水环境中有机污染物分析方法 |
| 1.2.3 水环境中有机污染物风险评价 |
| 1.3 研究区域概况 |
| 1.4 研究目的、内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 样品采集与研究方法 |
| 2.1 样品采集 |
| 2.1.1 采样原则 |
| 2.1.2 采集样品 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 试剂与仪器 |
| 2.2.2 高通量定性筛查 |
| 2.2.3 气相质谱定量检测 |
| 2.2.4 质量保证与控制 |
| 2.3 风险评价方法 |
| 2.3.1 生态风险评价 |
| 2.3.2 健康风险评价 |
| 第3章 永定河流域表层水体中有机污染物高通量筛查 |
| 3.1 官厅水库有机污染物高通量筛查 |
| 3.2 洋河有机污染物高通量筛查 |
| 3.3 妫水河有机污染物高通量筛查 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 永定河流域表层水体中典型有机污染物分布特征及来源分析 |
| 4.1 有机氯农药(OCPs)分布特征及来源分析 |
| 4.1.1 OCPs分布特征 |
| 4.1.2 OCPs来源分析 |
| 4.1.3 小结 |
| 4.2 有机磷农药(OPs)分布特征及来源解析 |
| 4.2.1 OPs分布特征 |
| 4.2.2 OPs来源解析 |
| 4.2.3 小结 |
| 4.3 多环芳烃(PAHs)分布特征及来源解析 |
| 4.3.1 PAHs分布特征 |
| 4.3.2 PAHs来源解析 |
| 4.3.3 小结 |
| 4.4 氯苯类(CBs)分布特征及来源解析 |
| 4.4.1 CBs分布特征 |
| 4.4.2 CBs来源解析 |
| 4.4.3 小结 |
| 第5章 永定河流域表层水体中典型有机污染物风险评价 |
| 5.1 典型有机污染物生态风险评价 |
| 5.2 典型有机污染物健康风险评价 |
| 5.3 优控清单 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 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 |
| 攻读学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（4）中国红树林湿地有机污染物研究进展（论文提纲范文）
| 1 前言 |
| 2 有机污染物在水中的分布 |
| 3 有机污染物在沉积物中的分布 |
| 3.1 多环芳烃 |
| 3.2 多氯联苯 |
| 3.3 农药与抗生素 |
| 3.4 其他有机污染物 |
| 4 有机污染物在红树林生物体中的残留及生物累积 |
| 5 结论与展望 |
（5）上海市地表水体中多环芳烃与多氯联苯的环境行为与风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 问题的提出与研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 PAHs与PCBs的物理化学性质 |
| 1.2.2 地表水体中PAHs及PCBs的污染特征 |
| 1.2.3 地表水体中PAHs及PCBs的来源解析 |
| 1.2.4 地表水体中PAHs及PCBs环境风险评价 |
| 1.3 研究的总体思路和框架 |
| 1.3.1 研究的目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究方法与技术路线 |
| 1.4 研究的工作量与创新点 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 土地利用现状 |
| 2.1.2 水文水系 |
| 2.2 社会经济概况 |
| 2.2.1 人口结构 |
| 2.2.2 产业结构 |
| 2.3 能源与环境概况 |
| 2.3.1 能源消耗 |
| 2.3.2 水环境质量 |
| 第三章 上海市地表水体中PAHs、PCBs的污染特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品的采集与制备 |
| 3.2.2 样品前处理 |
| 3.2.3 仪器分析 |
| 3.2.4 质量控制 |
| 3.2.5 数据处理与分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 上海市地表水体中PAHs的污染特征 |
| 3.3.2 上海市地表水体中PCBs的污染特征 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 环境因子对上海市地表水体中PAHs、PCBs环境行为的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 理化因子的测定 |
| 4.2.2 数据处理与分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 上海市地表水体中环境因子特征 |
| 4.3.2 环境因子对上海市地表水体中PAHs、PCBs分布的影响 |
| 4.3.3 环境因子对上海市地表水体中PAHs、PCBs分配的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 上海市地表水体中PAHs、PCBs污染的来源解析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 模型方法 |
| 5.2.2 数据处理与分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 上海市地表水体中PAHs的来源解析 |
| 5.3.2 上海市地表水体中PCBs的来源解析 |
| 5.3.3 源解析的不确定性分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 上海市地表水中PAHs、PCBs的人体健康风险评价 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 危害识别 |
| 6.2.2 暴露评价 |
| 6.2.3 剂量-反应关系 |
| 6.2.4 风险表征 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 暴露浓度 |
| 6.3.2 暴露剂量评估 |
| 6.3.3 风险表征 |
| 6.3.4 不确定性分析 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 上海市地表水体中PAHs、PCBs的生态风险评价 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 危害识别 |
| 7.2.2 暴露评价 |
| 7.2.3 剂量-反应关系 |
| 7.2.4 风险表征 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 暴露浓度 |
| 7.3.2 预测无效应浓度的推导 |
| 7.3.3 风险表征 |
| 7.3.4 不确定性分析 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 相关建议 |
| 8.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 后记 |
| 作者简历及在学期间所取得的科研成果 |
（6）长江全流域多介质中PCBs分布现状调研及初步源解析（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1. 引言 |
| 1.1 多氯联苯的性质与环境中的来源及迁移转化 |
| 1.1.1 多氯联苯的性质 |
| 1.1.2 环境中多氯联苯的来源及迁移转化 |
| 1.2 多氯联苯在国内外多环境介质中的分布现状 |
| 1.2.1 多氯联苯在水体中的分布现状 |
| 1.2.2 多氯联苯在沉积物中的分布现状 |
| 1.2.3 多氯联苯在土壤中的分布现状 |
| 1.3 研究意义及内容 |
| 1.3.1 研究意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 2. 样品的采集与处理分析流程 |
| 2.1 样品的采集与保存 |
| 2.1.1 采样点布置 |
| 2.1.2 采样方法与保存 |
| 2.2 实验条件 |
| 2.2.1 实验药品及材料 |
| 2.2.2 实验仪器 |
| 2.2.3 标样 |
| 2.3 样品预处理流程 |
| 2.3.1 水样预处理流程 |
| 2.3.2 沉积物与土壤样品预处理流程 |
| 2.4 样品的分析方法 |
| 3. 长江流域多环境介质中多氯联苯的空间分布及其特征 |
| 3.1 长江流域表层水体中多氯联苯的空间分布及其特征 |
| 3.1.1 表层水体中多氯联苯的空间分布 |
| 3.1.2 表层水体中多氯联苯的组成特征 |
| 3.2 长江流域表层沉积物中多氯联苯的空间分布及其特征 |
| 3.2.1 表层沉积物中多氯联苯的空间分布 |
| 3.2.2 表层沉积物中多氯联苯的组成特征 |
| 3.3 长江流域表层岸边土壤中多氯联苯的空间分布及其特征 |
| 3.3.1 表层岸边土壤中多氯联苯的空间分布 |
| 3.3.2 表层岸边土壤中多氯联苯的组成特征 |
| 3.4 长江流域多环境介质中多氯联苯分布相关性 |
| 3.5 本章小结 |
| 4. 长江流域多氯联苯分布的影响因素 |
| 4.1 城市对于多氯联苯分布的影响 |
| 4.2 汇入支流对于多氯联苯分布的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 5. 长江流域多氯联苯的初步源解析 |
| 5.1 多介质中多氯联苯的源解析概述 |
| 5.2 主成分法分析表层岸边土壤中多氯联苯来源 |
| 5.3 本章小结 |
| 6. 长江流域多氯联苯的污染状况评估 |
| 6.1 多环境介质中二恶英类多氯联苯空间分布 |
| 6.2 表层沉积物中多氯联苯的污染状况评估 |
| 6.2.1 美国环境保护署法(EPA法) |
| 6.2.2 加拿大沉积物环境质量标准评价方法(SQG法) |
| 6.2.3 潜在生态危害指数法 |
| 6.3 本章小结 |
| 7. 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（7）中国淡水环境中典型持久性有机污染物（POPs）的污染现状与分布特征（论文提纲范文）
| 1 水体中持久性有机污染物的含量与分布 |
| 1.1 水体中多环芳烃 (PAHs) 的分布 |
| 1.2 水体中多氯联苯 (PCBs) 的分布 |
| 1.3 水体中有机氯农药 (OCPs) 的分布 |
| 2 沉积物中持久性有机污染物的含量与分布 |
| 2.1 沉积物中多环芳烃 (PAHs) 的分布 |
| 2.2 沉积物中多氯联苯 (PCBs) 的分布 |
| 2.3 沉积物中有机氯农药 (OCPs) 的分布 |
| 2.4 沉积物中多溴联苯醚 (PBDEs) 的分布 |
| 3 水生生物中持久性有机污染物的分布 |
| 3.1 水生生物中持久性有机污染物 (POPs) 的污染状况 |
| 3.2 水生生物中持久性有机污染物 (POPs) 的分布特征 |
| 4 结论与展望 |
（8）中国近海海洋环境多氯联苯（PCBs）污染现状及影响因素（论文提纲范文）
| 1 我国近海海域水体中PCBs污染现状 |
| 2 我国近海海域表层沉积物中PCBs的污染现状 |
| 3 我国海洋生物体内PCBs富集状况 |
| 4 近海海洋环境中PCBs的来源和影响因素 |
| 4.1 近海海洋环境中PCBs的来源 |
| 4.2 近海海域环境中PCBs的影响因素 |
| 5 结论 |
（9）珠江入海口水体中多氯联苯的分布特征及其来源分析（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试剂和标样 |
| 1.2 样品采集与处理 |
| 1.3 仪器分析及色谱条件 |
| 1.4 质量保证与质量控制 |
| 1.5 数据分析 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 水体中ρ (PCBs) |
| 2.2 与我国主要水体中PCBs浓度水平比较 |
| 2.3 水体中PCBs的分布特征及来源识别 |
| 3 结论 |
（10）太湖不同营养级水生生物体中多氯联苯和有机氯农药的分布特征及其健康风险初探（论文提纲范文）
| 目录 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 多氯联苯(PCBs)和有机氯农药(OCPs)简介 |
| 1.1.1 多氯联苯(PCBs)简介 |
| 1.1.2 有机氯农药(OCPs)简介 |
| 1.2 环境中的PCBs和OCPs及其研究现状 |
| 1.2.1 水体中的PCBs和OCPs |
| 1.2.1.1 水体中的PCBs |
| 1.2.1.2 水体中的OCPs |
| 1.2.2 沉积物中的PCBs和OCPs |
| 1.2.2.1 沉积物中的PCBs |
| 1.2.2.2 沉积物中的OCPs |
| 1.2.3 生物体中的PCBs和OCPs |
| 1.2.3.1 生物体中的PCBs |
| 1.2.3.2 生物体中的OCPs |
| 1.2.4 人体中的PCBs和OCPs |
| 1.3 POPs生物积累与生物放大的机制及其影响因素 |
| 1.3.1 POPs生物积累与生物放大的机制 |
| 1.3.2 POPs生物积累与生物放大的影响因素 |
| 1.3.2.1 生物所处的营养级与生物个体大小 |
| 1.3.2.2 生物所处的生境 |
| 1.3.2.3 食物链长度与结构 |
| 1.3.2.4 其他因素的影响 |
| 1.4 健康风险评估简介 |
| 1.5 本论文研究内容 |
| 第二章 生物样品中PCBs及OCPs分析方法的探索 |
| 2.1 生物样品中PCBs和OCPs分析方法简介 |
| 2.1.1 样品干燥 |
| 2.1.2 样品提取 |
| 2.1.3 样品纯化 |
| 2.1.3.1 初级纯化 |
| 2.1.3.2 二级纯化 |
| 2.1.4 GC分析检测 |
| 2.2 加速溶剂萃取法提取生物样品中PCBs和OCPs的研究 |
| 2.3 生物样品中脂肪去除方法的研究 |
| 2.4 二级纯化 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 太湖不同营养级水生生物体中PCBs和OCPs的分布特征研究及其健康风险初探 |
| 3.1 样品采集 |
| 3.2 样品前处理 |
| 3.3 GC-ECD分析 |
| 3.4 质量保证及质量控制 |
| 3.5 各生物体的营养级关系 |
| 3.6 太湖不同营养级水生生物体中PCBs和OCPs的分布特征 |
| 3.6.1 不同营养级水生生物体中PCBs和OCPs的分布特征 |
| 3.6.2 太湖不同营养级水生生物体中PCBs和OCPs的可能来源追踪 |
| 3.7 太湖不同营养级水生生物体中PCBs和OCPs的健康风险初探 |
| 3.8 小结 |
| 第四章 研究特色与展望 |
| 4.1 研究特色 |
| 4.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
四、九龙江口水体中多氯联苯的研究（论文参考文献）
- [1]厦门湾海洋塑料垃圾和微塑料时空分布及对人类活动响应研究[D]. 龙邹霞. 中国地质大学, 2019(08)
- [2]纳米二硒化铁活化单过硫酸盐降解多氯联苯的机制研究[D]. 章腾. 安徽理工大学, 2019(01)
- [3]永定河流域表层水体中有机污染物筛查及潜在风险研究[D]. 周秀花. 中南民族大学, 2019(08)
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- [10]太湖不同营养级水生生物体中多氯联苯和有机氯农药的分布特征及其健康风险初探[D]. 崔庆兰. 南京大学, 2011(07)
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