一、铝的生态与健康风险研究进展（论文文献综述）
崔丽蓉,叶丽丽,陈永山,闫超凡,蒋金平[1]（2021）在《广西露天铝土矿区复垦地土壤重金属空间分布特征及风险评价》文中研究说明有色金属矿开采后复垦土地污染状况评估对其安全利用具有重要意义。为了查明广西典型露天铝土矿复垦土壤的环境质量状况,对平果铝矿采空区不同时期复垦土壤（A区1998年复垦;B区2003年复垦;C区2013年复垦）的肥力因子、重金属含量、空间分布、污染程度及生态风险进行研究。结果表明,铝土矿区复垦土壤肥力较低,与C区土壤养分相比,A区和B区土壤有不同程度的提高。不同复垦区土壤Hg、Cd、Cr、Pb、As平均含量均超过了广西土壤背景值,且Cd、As是农用地筛选值的6.67—16.03、2.42—4.10倍,重金属存在高度的空间变异。复垦土壤中Al含量较高,是广西背景值的1.51、1.65、1.36倍。活性Al质量分数最小,为4 722.65 mg·kg-1,已超过部分植物的铝毒临界值,对植物产生了一定的影响。污染负荷指数结果表明,铝土矿复垦区土壤均属于重度污染。潜在生态风险评价结果显示,B区处于中等环境风险水平,而A区和C区仍处于较强生态风险水平。健康风险评价结果表明,通过摄食途径重金属对儿童健康危害程度比成人高;致癌重金属As对人群危害大于Cd。平果铝矿复垦土壤受到重金属的污染,对周边环境及人群产生一定的危害。因此,该铝土矿复垦地在安全利用的过程中,需要不断改良以降低复垦土壤的生态风险。
张兆鑫[2]（2021）在《生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究》文中进行了进一步梳理为解决传统的城市化发展导致的城市内涝和面源污染等环境问题、促进城市水环境提升及建立雨水资源的高效回用理念,近年来针对雨水管理设施的设计与应用已开展大量研究。在我国海绵城市建设中,低影响开发（Low impact development,LID）作为雨水径流的源头控制技术得到了广泛应用并得到推广。生物滞留系统作为LID的一种代表性技术,其应用较广泛,但目前针对生物滞留系统中污染物（特别是重金属和有机微污染物）累积特征及污染风险、运行过程中填料微生物群落演变、微生物生态系统（微生态系统）对污染物累积的响应机制等方面研究仍存在不足,需开展进一步探索与研究。本研究以西北典型缺水性城市——西安地区为研究区域,通过现场监测、室外试验、理论分析和数学模拟,对生物滞留系统污染物累积特征及微生态系统响应进行研究。通过现场监测,研究海绵城市试点区及校内雨水花园中污染物（碳氮磷和重金属）含量变化规律及微生物群落的演变过程,揭示运行时间、填料类型及排水方式等因素对雨水花园微生态系统稳定性的影响程度,分析海绵城市试点区道路植生滞留槽中多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的累积特征和生态风险;通过室外模拟配水试验,研究不同填料生物滞留系统运行下污染物累积的时空变化及对填料微生态系统的影响,明晰生物滞留系统污染物累积与优势微生物之间的关联性;结合理论分析与模型模拟,分析污染物对生物滞留系统填料微生态系统的影响过程,建立生物滞留系统污染物累积下微生态系统的响应机制,揭示生物滞留系统长期运行下典型PAHs的归趋过程。主要研究成果如下:（1）雨水花园在水量削减和水质净化效果上体现了较大的差异性。雨水花园中碳氮磷含量呈现出不稳定性,重金属含量均呈现出增加的趋势。雨水花园中累积的重金属存在一定的生态风险隐患。雨水花园中微生物多样性随着设施的运行呈现不断降低的趋势,且发现了以变形菌门（Proteobacteria）为主的10种优势菌种。随着设施运行时间的增加和雨水径流污染物的不断累积,微生物群落趋于单一,某些功能性微生物相对丰度不断降低乃至灭绝。重金属Cu和Zn与大多优势微生物关联性明显,雨水花园重金属累积极大程度上降低微生物多样性。填料为传统生物滞留填料（Bioretention soil media,BSM）的雨水花园中微生态系统稳定性最好,而填料为BSM+给水厂污泥（Water treatment residuals,WTR）的雨水花园微生态系统稳定性最差。（2）沣西新城海绵城市试点区内道路植生滞留槽中都存在一定程度的PAHs累积,且非汛期PAHs含量明显高于汛期。植生滞留槽中PAHs以4环为主,5～6环次之。以《GB36600-2018》作为评价标准,大多数道路中PAHs污染水平处于轻度污染状态。植生滞留槽中PAHs主要来源于煤和石油制品的燃烧及交通污染源等。植生滞留槽中累积的PAHs存在潜在生态风险,且尚业路生态风险远高于其余道路。植生滞留槽中的PAHs存在通过皮肤接触和误食土壤途径的潜在致癌风险,且汛期风险水平高于非汛期。非汛期植生滞留槽中的生物丰度和多样性较汛期明显降低,且汛期至非汛期PAHs含量增加程度越高,多样性降低幅度越大。（3）搭建了以种植土、BSM和BSM+5%WTR（质量比）为填料的生物滞留滤柱并开展了两阶段模拟配水试验。生物滞留滤柱在碳氮磷及重金属的负荷削减效果上基本呈现出BSM+WTR>BSM≥种植土,对PAHs负荷削减率均达到90%以上。碳氮磷及重金属在种植土及BSM+WTR累积程度较高,且大多数污染物在滤柱中呈现出上高下低的含量趋势。萘（NAP）、荧蒽（FLT）和芘（PYR）在滤柱中累积于填料上层10～40 cm处。改良填料生物滞留系统虽然具备更好的污染物吸附性能,但也导致了更多的污染物在填料中累积。（4）污染物的累积将导致微生物多样性大幅下降,特别是当改良填料生物滞留系统表现出较好的重金属和PAHs去除能力时,这两类污染物累积下微生物多样性处于较低的水平。生物滞留滤柱中Proteobacteria属于最优势菌种（相对丰度均>45%）,且由于PAHs的加入,第二阶段试验后滤柱中Proteobacteria丰度大幅增加（均>60%）。污染物累积会导致填料中适应低营养条件的细菌（如Sphingomonas）丰度降低,同时使可在污染物富集状态下良好生长的微生物（如Pseudomonas）丰度大幅增加。重金属和PAHs复合污染情况下对填料酶活性的胁迫作用远高于其余污染物,脱氢酶活性与PYR呈显着负相关、脲酶活性与NAP、PYR呈极显着负相关、酸性磷酸酶与NAP显着负相关。（5）通过响应曲面法,建立了生物滞留系统填料酶活性、微生物多样性和影响因素之间的定量耦合关系模型。揭示了生物滞留系统中微生态系统对污染物累积的响应机制。污染物累积下生物滞留系统填料中微生态系统的响应过程可分为污染物累积、微生物群落适应、微生物代谢变化和微生态系统反馈四个阶段。（6）利用HYDRUS-1D模型模拟了不同情景下生物滞留系统中PAHs的归趋行为。生物滞留系统中NAP降解速率优于FLT和PYR。在连续的模拟配水试验下,微生物的驯化过程导致PAHs并未体现出逐步累加的趋势,但这也意味着生物滞留系统中微生物群落将趋于降解PAHs的功能菌,微生物多样性和酶活性将处于较低的水平,微生态系统的稳定性较差。总体而言,生物滞留系统中存在明显的污染物累积现象,特别是重金属和PAHs等有害污染物。随着生物滞留系统的长期运行,污染物的累积对填料微生态系统存在明显的负面影响。因此,为维持生物滞留系统的微生态系统稳定性和长效运行,可采用填料更换、生物强化修复技术等外部干预的方式来提升生物滞留系统的生态稳定性和运行效率。
孙雪菲[3]（2021）在《山东省典型工业城市土壤和灰尘重金属来源解析及健康风险评估》文中提出土壤和灰尘是城市环境重要的源和汇,汇集了多种来源的污染物质,并通过人与环境的交互作用对人体健康造成威胁。工业城市受人类活动影响最为强烈,强烈的工业活动以多种形式向环境中排放污染物,导致城市经济发展与人类健康生活之间的矛盾日益尖锐。在污染物中,重金属因其具有累积毒性受到广泛关注,其含量变化已成为表征环境质量的重要指示。当前有关工业城市土壤和灰尘中重金属污染的研究已成为环境地理学研究的热点问题,在工业城市开展重金属环境地球化学研究可为区域环境污染风险管控提供依据。淄博市是山东省典型工业城市,依托当地丰富矿产资源发展已逾百年;工业发展带来的经济发展与环境保护之间的矛盾日渐突出,经济发展面临环境压力。本研究选取淄博市主城区——张店区作为研究区,对2010年与2020年土壤和灰尘开展重金属含量年际变化、空间分布、污染状况、来源和健康风险开展系统研究,以期为研究区环境保护提供参考。研究结果如下:1)研究区土壤中重金属元素含量平均值大小顺序为:Mn>Zn>Cr>Pb>Ni>Cu>Co>As>Cd>Hg,灰尘中各元素平均含量大小排序为:Zn>Mn>Cu>Cr>Pb>Ni>Co>As>Cd>Hg。As、Cd、Co、Cr、Cu、Hg、Mn、Ni、Pb和Zn平均含量均超过山东省土壤环境背景值,特别是Cd、Hg和Zn含量远高于山东省土壤环境背景值,存在明显富集。灰尘重金属含量显着高于土壤重金属,灰尘中Cd、Cu、Hg和Zn等元素含量为土壤含量的2倍以上。相比于2010年,2020年土壤重金属含量呈上升趋势,而灰尘重金属含量有所下降。2)基于MAF和SGS的多元地统计模拟结果显示,土壤中As、Cd和Mn的高值区主要分布在研究区的东部,Co、Cr和Ni集中分布在四宝山街道,Cu、Hg、Pb和Zn的高值区集中分布在研究区中部;灰尘中Co、Cr、Ni和Zn在研究区东北部含量较高,As、Cr、Mn和Ni在研究区中部含量相对较高,Cu和Hg在研究区中部含量相对较低。2010年土壤重金属Cd、Hg和Pb潜在污染区域占研究区总面积的30.68%、82.63%和8.74%。2020年以Cd、Hg和Zn的潜在污染区域面积更高。Cd的潜在污染区域面积增加140 km2,Hg的面积减少170 km2。2010年灰尘中Cd、Cu、Hg和Zn的潜在污染区域覆盖整个区域,为156.25 km2。2020年Cr、Ni和Pb的污染区域则占36.24%、11.89%和2.41%,集中分布在研究区中部。Cr和Ni的潜在污染区域扩大,As和Pb潜在污染区域缩小。总体来看,研究区中部科苑街道、和平街道、公园街道和体育场街道重金属含量相对更高。研究区中部重金属含量较高主要是人口密度大,人为干扰较为强烈;东部含量降低,主要受工厂搬离,污染源减少的影响。3)重金属污染评价结果显示,研究区土壤和灰尘中As、Co、Cr、Mn和Ni等元素均处于无污染状态,Cu、Pb和Zn处于轻度-中等程度污染,Cd和Hg污染程度最高。研究区10种重金属元素存在不同程度累积,受人类活动影响较大。内梅罗指数和潜在生态风险评价的空间分布结果具有一致性,土壤重金属在研究区中部街道和南部傅家镇污染程度更高,北部房镇镇和四宝山街道西部污染程度相对较低;灰尘2020年由研究区东部地区高污染转变为西部高污染。重金属在土壤中易累积,灰尘更新较快,重金属含量变化较大,且受城市环境治理影响,重金属含量降低。4)PMF（Positive Matrix Factorization）解析结果显示,研究区土壤重金属受4种来源影响,灰尘重金属主要受3种来源影响。自然来源对土壤中As、Co、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb和Zn具有较高的贡献率,平均贡献率为64.41%;交通排放对Cd、Cu、Pb和Zn的贡献率为18.51%;煤炭燃烧为主的大气沉降来源则对Hg贡献率显着高于其他元素,约占2.57%;化肥和农药施用为主的农业活动来源对Co、Cr、Cu、Mn和Ni影响较大,贡献率为14.51%。灰尘重金属主要受自然来源、大气沉降及交通和农业复合来源影响,自然来源对As、Co、Cr、Mn、Ni和Pb的贡献率为45.09%;大气沉降对Hg的贡献率为11.80%,交通排放和农业活动的复合来源对Cd、Cu、Pb和Zn等元素影响更大。土壤重金属受成土母质影响更为强烈,贡献率约为64.41%,人为活动的影响仅占35.59%;灰尘中人为活动影响相对更高,2020年灰尘重金属受人为来源贡献率达62.08%。5)健康风险评价结果表明,土壤和灰尘重金属的非癌症风险和癌症风险均超过风险警戒值,灰尘重金属对人体造成的健康风险显着高于土壤。2020年土壤健康风险高于2010年,2020年灰尘健康风险低于2010年。摄食是健康风险的主要暴露途径,呼吸摄入和皮肤接触相对较低。As、Cr、Mn、Ni和Pb均造成了较高的非癌症风险,Cu、Ni、Cd、Zn和Hg造成的风险相对较小,As、Cr和Ni的癌症风险高于Pb和Cd。受年龄、身体素质及户外活动时间影响,男性健康风险普遍高于女性;0-18岁年龄段受到的健康风险显着高于其他年龄阶段,并且随年龄增加,健康风险值呈下降趋势。
刘婷[4]（2021）在《植被覆盖与缺血性脑卒中死亡风险关联的队列研究》文中指出目的探讨植被覆盖与缺血性脑卒中死亡风险的关联性,同时探讨年龄（<60岁和≥60岁）和性别的差异,旨在评估植被覆盖对缺血性脑卒中死亡的影响,为脑卒中健康管理提供科学有效的公共卫生政策。方法本研究收集了2014—2019年山东省平邑县疾病预防控制中心慢病监测系统中的脑卒中发病、死亡信息,及其基线信息:人口学资料、居住地址编码、人口密度、空间GDP、道路密度以及步行指数等数据,采用队列研究设计,利用卫星遥感技术动态连续收集平邑县2014—2019年植被覆盖暴露测量指标（归一化差值植被指数（NDVI）、土壤调整植被指数（SAVI）、增强植被指数（EVI））的数据。应用多水平Cox比例风险模型分别计算NDVI、EVI、SAVI与缺血性脑卒中死亡的风险比（HR）和调整的风险比及其95%的置信区间（CI）,进一步按性别、年龄（<60岁和≥60岁）进行分层分析,采用限制性立方样条分别拟合NDVI、EVI、SAVI与缺血性脑卒中死亡存在的线性或非线性关系。结果1.2014—2019年,平邑县共新发缺血性脑卒中21664例,因缺血性脑卒中死亡4345例,其中缺血性脑卒中男性死亡病例数2276例,≥60岁人缺血性脑卒中死亡病例数为4031例,缺血性脑卒中患者的生存时间的中位数为60.83个月,缺血性脑卒中患者的5年的累积生存率是68.00%;2.在完全调整的模型中,Cox比例风险回归分析结果显示NDVI、EVI、SAVI的各个水平均与缺血性脑卒中的死亡相关,且在各个植被指数的Q3水平下,对缺血性脑卒中患者死亡的保护作用最强,HR值和95CI%分别为(NDVI-Q3（HR=0.610,95%CI:0.559-0.666）、EVI-Q3（HR=0.551,95%CI:0.504-0.603）、SAVI-Q3（HR=0.537,95%CI:0.494-0.584）。3.按性别和年龄分层结果表明随着NDVI、SAVI每增加0.1个单位,对女性、≥60岁的缺血性脑卒中患者的有保护作用更强,NDVI对应的HR和95CI%的分别是:女性（HR=0.930,95CI%:0.900—0.961）,≥60岁（HR=0.935,95%C:0.916-0.960）;SAVI对应的HR和95CI%的分别是:女性（HR=0.783,95%CI:751—0.817）;≥60岁（HR=0.750,95%CI:0.671-0.839）。4.累积平均的NDVI、EVI、SAVI与缺血性脑卒中死亡之间均呈现非线性的关系（P non-liner<0.001）。结论本研究发现,植被覆盖对缺血性脑卒中的死亡风险具有保护作用,且在同一植被暴露水平下SAVI表示的植被覆盖测量指标对缺血性脑卒中死亡的保护作用更强;植被覆盖对女性、年龄≥60岁的缺血性脑卒中患者死亡的保护用更强;植被覆盖与缺血性脑卒中死亡之间的关系是非线性。
张爱芹[5]（2021）在《内蒙古典型功能区土壤中POPs的污染特征及人体暴露风险评估》文中认为经济的发展和社会的进步带给人类丰富的物质享受的同时,也给生态环境带来了挑战,一旦人类赖以生存的环境出现严重问题,必将反噬社会成果,造成危害乃至引发灾难。当今时代,追求“天更蓝、树更绿、水更清、城更美”的美好生态环境,已成为人类的共同心声。持久性有机污染物（Persistent Organic Pollutants,POPs）能持久存在于环境中,通过挥发、扩散、迁移、干湿沉降等方式实现污染物的时空分布,造成各种环境介质污染。尤其是POPs具有致癌、致畸、致突变和内分泌干扰等特性,随着其在食物链中的累积放大,最终将危害到人类的健康,所以POPs污染问题已越来越引起世界各地的广泛关注。内蒙古位于北部边疆,是我国重要的生态屏障,关系到东北、华北、西北甚至全国的生态安全。高海拔的地理位置、独特的民族饮食文化,农牧区土壤亲脂性表皮易于POPs的蓄积,而多元化的产业结构有利于POPs的环境行为规律分析。为此,本研究以我国内蒙古自治区为研究区域,通过分析工农牧3大功能区土壤和树皮中多溴联苯醚（PBDEs）、多氯联苯（PCBs）、新型卤代阻燃剂（NBFRs和DPs）4类代表性POPs的污染特征,探讨其迁移规律和可能的来源,明确不同POPs类物质的长距离迁移能力,并评估人体暴露风险,以期为我国民族地区的POPs污染和防治提供数据支撑,促进民族地区生态环境可持续发展。研究结果发现:（1）工业区土壤中∑8PBDEs的浓度范围是1407.89-27466.17 pg·g-1,平均值为17576.43 pg.g-1,比国内PBDEs高污染的垃圾拆解地低2-5个数量级,略高于北京、上海等国内大城市中的污染水平,农牧区土壤中PBDEs的水平与欧洲背景土壤和长江三角洲地区的水平范围大致相当,但比青藏高原大约高出两个数量级。树皮的总平均水平略低于中国地区树皮的平均水平及美国乡村和城市树皮的浓度水平。BDE209是所有样品中最主要的同族体,工业区土壤中BDE209的平均浓度约为农业区土壤的12倍,约为牧区土壤的8倍,且与农、牧区土壤的浓度水平均存在显着性差异,主要是工业区存在Deca-BDEs工业品的使用源,在迁移过程会发生降解。而农、牧区土壤浓度水平间则无显着性差异,农牧区Deca-BDEs工业品的使用源较少,可能污染源类似。除BDE209外,包头工业区土壤中以高溴代BDE183、BDE99为主要污染物,呼和浩特工业区以BDE28、BDE99、BDE100为主要污染物,这主要受两个城市工业化发展定位的影响,呼和浩特作为新工业区,历史较短,并倾向于节能环保企业,污染相对低,高溴代PBDEs迁移能力弱,易于在污染源周边土壤中沉降。高溴代PBDEs在迁移过程可能发生降解,形成更容易迁移的低溴代物,从而长距离影响到农业区和牧区。迁移能力较强的低溴代BDE28、BDE47是工业区树皮和大气中的主要成分,农业区树皮与工业区树皮在PBDEs同族体构成上具有一致性,反映出工业区与农业区的大气污染具有同源性,农牧区PBDEs污染主要来自外源性大气输入。健康风险评估发现PBDEs对人体的致癌、非致癌风险是很低的,但值得注意的是农牧区BDE28的非致癌风险已经超过BDE209的影响,而且农牧区低溴代BDE28、BDE47的非致癌风险甚至高于工业地区。（2）工农牧区土壤中∑18PCBs的浓度范围是10.13-335.82 pg·g-1,平均浓度为65.77 pg·g-1,与国内外相比是较低的。PCB28强的迁移能力使其在非工业区土壤中对总浓度的贡献率要高于工业区。低氯代PCB28和PCB52在各个样品中的检出率为100%,已成为内蒙古无处不在的污染物。高氯代PCBs（Penta-PCBs、Hexa-PCBs、Hepta-PCBs）在工业区土壤中平均污染水平要高于农业区和牧区,弱的迁移能力导致其更多影响工业区污染源周边的土壤。工业区树皮中PCBs总的浓度水平略高于农业区树皮,但工业区与农业区树皮间均无显着性差异,反映出内蒙古地区大气中的PCBs污染物具有同源性。DL-PCBs主要污染在土壤环境介质中,包头工业区土壤中12种DL-PCB是所有研究区域里最大的,平均浓度水平为26.28 pg·g-1,而呼和浩特工业区毒性当量值最高（0.0616 pg WHO-TEQ·g-1）。土壤中PCB118对DL-PCBs总浓度贡献率最高,是农牧区毒性当量浓度主要贡献同族体。内蒙古地区PCBs污染主要来自热相关工业过程产生的UP-PCBs。研究显示低氯代PCBs长距离迁移影响到偏远的牧区,牧区儿童的非致癌暴露风险已经超过工业区成年男性的非致癌风险。（3）工农牧区土壤中6种NBFRs的浓度范围是1.06-981.51 pg·g-1,平均浓度132.07 pg·g-1,DPs浓度范围是ND-352.53 pg.g-1,平均浓度为58.59 pg·g-1,与国内外相比均处于较低的污染水平。不同类型的新型卤代阻燃剂表现出TBPH>PBBA>anti-DP>syn-DP>HBB>PBT>PBBz>PBEB的趋势。研究显示,HBB在迁移过程容易发生降解,相比于PBBZ、PBT两种,PBBA、TBPH、DPs迁移能力偏弱,更容易在污染源周边沉降。TBPH是工业区的主要污染物,存在点源污染。PBBz和PBT迁移能力较强,农牧区的污染水平要高于工业区,污染并非来自当地工业区,主要是低海拔地区的远源污染,已是内蒙古地区普遍污染性物质。DPs的fanti表现出牧区>农业区>工业区的趋势,DPs与PBBA和TBPH均有弱相关性,可能具有类似的污染源。研究发现包头工业区NBFRs和DPs对人体的每日暴露量均是最大的,迁移能力弱的TBPH、PBBA对工业区居民暴露风险影响大,而迁移能力强的PBT和PBBz对偏远牧区居民的暴露风险影响大。（4）PBDEs与人血清白蛋白（HSA）相互作用的亲和力大小是动力学结合速率和解离速率共同作用的结果。除BDE209外,溴原子个数增加（从BDE28、47、99、153到183,依次为三溴至七溴）,降低了复合物的解离速率而利于PBDEs与HSA的结合,同分异构体中,受结合速率的影响,邻位溴代比间位溴代更有利于PBDEs与HSA的结合。分子对接表明8种PBDEs在HSA结合位点site I处周边的氨基酸残基类型存在差异,导致不同类型PBDEs与HSA间的范德华力、氢键以及静电力等存在差异,进而影响到亲和力的强弱。对于DL-PCB和非DL-PCB与HSA相互作用的动力学过程有明显差异,亲和力却表现出相同的规律,即DL-PCB与HSA的作用力要大于非DL-PCBs。DL-PCBs（PCB77、105/118、169）和非 DL-PCBs（52、101、138、到 180）,随着氯原子个数增加,与HSA的亲和力依次增大。分子对接表明不同氨基酸残基的静电力、π—π作用等是PCBs与HSA相互作用的总驱动。比较发现,BDE153、154、183与HSA的亲和力相对较大,而 BDE28、BDE47、BDE100、BDE209、PBBz、TBPH 与 HSA 的亲和力相对较小。结合POPs与HSA的亲和力数据和健康风险评价方法,发现工业区土壤中4类POPs总的人体内暴露风险最高（Ctr=20.20ng·kg-1bw）,其次为农业区（Ctr=2.82 ng·kg-1bw）,牧区最低（Ctr=2.71 ng·kg-1bw）。对于不同类型的POPs,土壤中BDE209对内蒙古各功能区人体的内暴露风险都为最高,BDE183、BDE154,BDE153与HSA强的结合能力,增加了其对农牧区人体的内暴露风险,而BDE28、BDE47与HSA弱的结合能力降低了对农牧区人体的内暴露风险。UP-PCBs对人体的内暴露风险是最低的,高氯代PCBs仅在工业区有一定程度的暴露,对农牧区影响较小,而低氯代PCB28是工农牧区居民内暴露风险最大的同族体。农牧区居民NBFRs和DPs的内暴露风险已经与工业区在同一数量级,PBBA、PBT与HSA强的结合能力增加了其对工农牧区人体的内暴露风险,而PBBz与HSA相对弱的结合能力尤其降低了对牧区的内暴露风险。内蒙古农牧区土壤中DPs 比工业区具有更高的fanti,受与HSA相互作用亲和力的影响,进一步增加了anti-DP在农牧区人体内的暴露风险。
彭敏[6]（2020）在《西南典型地质高背景区土壤-作物系统重金属迁移富集特征与控制因素》文中提出西南地区是我国最大的重金属地质高背景区,已有调查显示,区内土壤重金属点位超标率相对较高,可能具有较高的生态风险。然而,土壤重金属生态风险与其成因来源密切相关,地质成因的重金属通常具有较低的生物有效性和生态风险。目前针对西南地质高背景区土壤重金属污染的系统性研究相对较少,导致区内不同地质成因的土壤重金属污染生态风险不清、控制因素不明,不利于土地资源合理利用和农产品安全生产。为查明西南地质高背景区土壤-作物系统重金属迁移富集特征、存在形态、生物有效性及控制因素,本研究以广西横县碳酸盐岩区和云南昭通峨眉山玄武岩区的岩石、土壤垂向剖面、根系土壤和农作物为研究对象,在分析土壤、岩石、农作物样品重金属全量的基础上,开展了土壤样品重金属存在形态（七步）、Ca Cl2可提取态以及p H、有机质、质地、矿物组成等理化性质测试,利用多元统计分析手段,获得主要认识如下:1.横县碳酸盐岩区土壤重金属含量均显着高于成土母岩,指示其在风化成土过程中经历了强烈的次生富集作用;昭通玄武岩区土壤Cu、Ni、Zn、Co、V含量与成土母岩相近,具有典型的母岩继承性;而Cd、Cr、Hg含量则显着高于母岩,指示可能来源于风化成土过程中的次生富集。2.横县碳酸盐岩区土壤重金属在成土风化过程中随着Si、K、Na的流失而持续地相对残留富集,区内广泛发育的铁锰结核可能是其主要载体;昭通玄武岩区土壤中的Cu、Ni、Zn、Co、V可能主要与铁锰氧化物结合,As、Hg、Pb倾向于在硫化物相中富集,而Cd则可能主要与磷酸盐相结合。3.横县碳酸盐岩区和昭通玄武岩区两种不同类型的地质高背景区均具有土壤重金属含量高、生物有效性低、作物超标率低的典型特点。4.横县碳酸盐岩区和昭通玄武岩区作物籽实重金属生物富集系数均显着低于全国其他非地质高背景区和人为污染区,不同地区、不同重金属的生物富集系数影响因素各不相同,表明重金属在土壤-作物系统中的迁移富集过程受元素化学性质、土壤理化性质及植物生物作用等因素的综合影响。5.逐步回归分析结果显示,土壤风化程度和Si、Al、Fe、K等主量元素含量是影响横县碳酸盐岩区土壤重金属生物有效性的控制因素;而土壤重金属全量是影响昭通玄武岩区Cu、Hg、Zn生物有效性的控制因素。6.建立了具有较高预测精度（决定系数R2>0.5）和显着统计学意义（P<0.01）的横县碳酸盐岩区As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Zn和昭通玄武岩区Cu、Hg、Zn生物富集系数的预测方程。
教育部[7]（2020）在《教育部关于印发普通高中课程方案和语文等学科课程标准（2017年版2020年修订）的通知》文中认为教材[2020]3号各省、自治区、直辖市教育厅（教委）,新疆生产建设兵团教育局:为深入贯彻党的十九届四中全会精神和全国教育大会精神,落实立德树人根本任务,完善中小学课程体系,我部组织对普通高中课程方案和语文等学科课程标准（2017年版）进行了修订。普通高中课程方案以及思想政治、语文、
段耀飞[8]（2020）在《太原市环境重金属暴露特征及健康风险评价》文中指出目的:创建太原市环境重金属暴露信息数据库,为某些主要重金属总暴露限值标准的设定提供参考依据;了解太原市环境重金属的暴露特征,比较分析其在两季城乡之间的差异;结合本研究数据,建立重金属健康风险评价模型,及时掌握暴露及风险发展趋势。方法:1.本调查采用流行病学调查方法对华北片区居民环境重金属总暴露进行调查。2.本项目将对从山西省太原市3个社区和3个农村采暖季和非采暖季采集的饮用水、土壤、空气颗粒物PM10、室内积尘和食物中的重金属含量特征进行分析、比较、评价。3.健康风险评价主要包括大气、土壤、水和食物链4种介质携带的污染物通过直接食用、吸入和皮肤接触3种暴露途径进入人体,对人体健康产生危害的评价。本研究选择这3种途径对人群暴露参数进行估计,并进行健康风险评价。结果:1.采暖季和非采暖季农村与城市采集的饮用水、土壤、空气颗粒物PM10、室内积尘和食物中的某些重金属含量之间有显着差异（P<0.05）。2.居民重金属镉、汞、砷、铅、铬总暴露均表现为环境暴露占比最大,其中,按环境介质分析,五种重金属均为食物重金属暴露贡献最大,土壤暴露次之;按暴露途径分析,五种重金属经三种途径的暴露占比均表现为经口>经皮肤>经空气。3.环境介质重金属暴露风险结果表明,饮水中重金属健康风险水平排序为砷>铬>铅>汞>镉,食物暴露风险排序结果同饮水,五种重金属经空气暴露的风险均可忽略。结论:1.在实际中要建立我国不同地区人群的暴露参数,不能盲目参考国外或者某个地区的暴露参数。2.本研究中饮水暴露砷为高风险,食物暴露铬为中等风险,经口暴露途径对重金属总暴露的贡献最大,因此应重点防治改进措施,加强对饮用水以及食品重金属的监管。
孙境蔚[9]（2020）在《铁观音茶园土壤-茶树体系中金属的迁移特征及来源解析》文中指出茶是世界上三大饮料之一,全球有20多亿人饮茶。长期饮用金属污染物超标的茶叶将对人体健康产生危害。选择福建省安溪县铁观音茶园土壤和茶树为研究对象,开展铁观音茶叶受金属（Li、V、Cr、Co、Ni、Cu、Zn、Sr、Mo、Cd、Sb、Ba、Tl、Pb）污染的调查研究,分析土壤—茶树体系的金属总量、生物有效性并进行评价;研究茶树在典型金属胁迫条件下,茶树各部位的金属分布及茶叶品质的变化;采用同位素示踪技术和多元统计分析法,研究土壤—茶树体系中的金属来源,为铁观音种植区的金属污染防治工作提供科学依据。研究结果表明:（1）铁观音茶园土壤酸化严重;土壤总有机碳在大部分采样点为优良水平;茶园土壤中Cd、Pb、Tl为主要污染因子,Cd具有极大的生态风险,湖头镇和剑斗镇的3个采样点（HT1、HT2、JD1）及2个垂直剖面（HTp、JDp）的污染严重;金属含量在垂直剖面土壤中的变化无明显规律;根中的Cu和Zn,茎中的Mo、Cd、Sb,新叶中的Cr、Sr、Cd、Ba具有极强变异;茶树新叶从土壤中富集金属的能力较弱。（2）茶园土壤金属赋存形态的研究表明:Cd、Pb、Cr、Zn具有较强的生物活性;土壤酸性越大,有机质含量越低,金属的生物活性越强;金属总量对金属活性态的影响不显着。（3）Pb、Cd、Zn的胁迫实验结果表明:Pb、Cd主要富集在根部,当基质中Pb、Cd的含量较高时,叶片的累积也不容忽视;根吸收的低含量的Zn主要累积在茎,当Zn浓度增加时,叶片的累积超过茎;当金属胁迫浓度较高时,茶叶中茶多酚和咖啡碱的含量均迅速下降,影响茶叶品质。（4）茶叶的浸泡实验表明:泡茶用水的水质影响茶汤中金属的浓度。茶园土壤和茶汤的健康风险分析结果表明,茶园土壤不会出现非致癌和致癌的健康风险;饮用茶汤不存在致癌风险,金属Tl存在一定的非致癌风险。（5）多元统计分析结果表明:茶园表层土壤中金属的来源主要为母质层和工农业生产;垂直剖面土壤金属均以母质层来源为主;工业生产所产生的污染物主要沉降在根;农业生产对茎的影响最大;新叶则受母质层的影响最大;各因子的空间分布与安溪县的工业布局有关。（6）Pb、Sr同位素示踪及同位素混合模型的研究表明:表层土壤的铅锶同位素比值落在母质层和燃煤范围内,母质层的平均贡献率为88%;垂直剖面土壤主要受到母质层的影响,贡献率在90%以上;茶树各部位的金属受人类活动影响较大,其中根主要受母质层和燃煤影响,茎和老叶受燃煤、农业源、钢铁厂飞灰的影响,新叶则主要受工业源与交通源影响。
吴秋梅[10]（2020）在《典型经济快速发展区农田重金属风险评估与安全利用技术研究》文中进行了进一步梳理《全国土壤污染状况调查公报》表明,重金属是我国农田土壤污染的主要类型。近年来,随着城市化的加速发展,长三角农田土壤及农产品重金属超标问题日益突出,对人体健康构成了潜在威胁。因此,亟需开展农田重金属风险评估与安全利用技术的研究。本文选取长三角典型经济快速发展区农田土壤-作物系统为研究对象,进行重金属污染风险评估和来源解析。在此基础上,选取区域内典型重金属超标农田,开展新型钝化材料（水铝钙石）的农田重金属室内钝化试验、盆栽试验和田间试验。主要研究结果如下:（1）研究区表层土壤镉（Cd）、铅（Pb）、铜（Cu）、锌（Zn）和铬（Cr）平均含量均高于苏南地区土壤背景值;除Pb外,部分样点土壤的Cd、Cr、Cu和Zn含量超过了国家土壤环境质量标准风险筛选值（GB15618-2018）,其中Cd超标点位达36%;小麦中Cd平均含量超过我国食品安全标准（GB 2762-2017）,大米和蔬菜中重金属的平均含量均不超标。（2）研究区表层土壤中5种重金属含量均呈北高南低、斑块状分布的空间特征。其中Cd在中北部工业区和居民区交错地带出现点源污染,高值中心含量在2.64～3.64mg/kg之间;除Cr外,其余重金属表层含量均大于底层,p H反之且出现酸化趋势,有效磷、速效钾表层含量丰盈,表明区域重金属累积受到人为活动和地质背景的双重影响。（3）不同土地利用类型影响土壤重金属和养分含量的分布,工业区和居民区土壤重金属含量与农业区差异显着（p<0.05）;通过PMF模型得出三个污染源:工业交通的大气沉降源、农业源及自然源,其贡献率分别为36.32%、34.59%和29.09%。（4）研究区土壤重金属总体处于低-中度风险,表现为:工业区>居民区>农业区>休耕区,其中Cd存在中度以上风险;41.2%大米和85.39%小麦中的重金属存在潜在人体摄入风险,但总体风险为可接受风险水平,仍需对农田土壤和作物进行协同监测。（5）钝化剂水铝钙石能够通过吸附、离子交换和配位作用有效钝化不同Cd污染水平农田土壤中的重金属;与对照相比,盆栽试验表明钝化剂配比为0.5%时,中Cd污染水平土壤中小青菜Cd最大降幅为0.018 mg/kg（9.52%）,但对Cr的钝化效果不理想;两轮田间试验表明小青菜最佳钝化配比为0.5%,芹菜钝化效率高于小青菜,但最优配比难界定,两种蔬菜第二轮钝化效果均减弱且不稳定。
二、铝的生态与健康风险研究进展（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、铝的生态与健康风险研究进展（论文提纲范文）
（1）广西露天铝土矿区复垦地土壤重金属空间分布特征及风险评价（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究区概况 |
| 1.2 土壤采集与处理 |
| 1.3 污染评价方法 |
| 1.3.1 污染负荷法 |
| 1.3.2 潜在生态风险指数法 |
| 1.3.3 健康风险评价 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 土壤养分单项指标评价 |
| 2.2 土壤金属特征 |
| 2.2.1 土壤重金属含量 |
| 2.2.2 土壤Al含量及其形态分析 |
| 2.2.3 土壤金属空间分布 |
| 2.2.4 土壤重金属来源及污染源分析 |
| 2.3 土壤重金属评价 |
| 2.3.1 污染负荷危害评价 |
| 2.3.2 潜在生态风险指数评价 |
| 2.3.3 健康风险评价 |
| 3 讨论 |
| 3.1 铝土矿复垦土壤肥力因子特征 |
| 3.2 铝土矿复垦土壤金属元素污染因子特征 |
| 3.3 铝土矿复垦土壤风险评估 |
| 4 结论 |
（2）生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 海绵城市建设与低影响开发理念 |
| 1.2.2 生物滞留系统对径流污染物的去除研究 |
| 1.2.3 生物滞留系统污染物累积研究 |
| 1.2.4 生物滞留系统污染物累积风险评价研究 |
| 1.2.5 生物滞留系统微生态系统研究 |
| 1.2.6 生物滞留系统PAHs的模拟模型研究 |
| 1.3 存在的主要问题 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法及技术路线 |
| 2 研究区概况与试验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 总体思路 |
| 2.2.2 现场监测 |
| 2.2.3 室外试验 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 3 雨水花园中碳氮磷和重金属累积特征及微生物群落演变 |
| 3.1 雨水花园对雨水径流水量水质的调控效果 |
| 3.1.1 水量削减效果 |
| 3.1.2 水质净化效果 |
| 3.2 雨水花园污染物累积研究 |
| 3.2.1 雨水花园污染物累积特征 |
| 3.2.2 雨水花园重金属风险评价 |
| 3.3 雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.1 不同运行时间雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.2 不同填料类型雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.3 不同排水方式雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.4 雨水花园微生态系统的影响因素 |
| 3.4.1 环境因子与微生物生态特征的关联性 |
| 3.4.2 雨水花园微生态系统稳定性的影响因素 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 道路植生滞留槽多环芳烃累积特征及对微生物的影响 |
| 4.1 道路植生滞留槽中PAHs累积水平 |
| 4.1.1 PAHs时空分布及赋存特征 |
| 4.1.2 PAHs污染水平评价 |
| 4.1.3 PAHs与土壤性质关联性 |
| 4.2 道路植生滞留槽PAHs来源解析及风险评价 |
| 4.2.1 PAHs来源解析 |
| 4.2.2 PAHs风险评估 |
| 4.3 植生滞留槽PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.1 PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.2 PAHs与微生物群落关联性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 不同填料生物滞留系统污染物累积对填料微生态系统的影响 |
| 5.1 生物滞留系统的负荷削减效果 |
| 5.1.1 生物滞留系统对碳氮磷及重金属的负荷削减效果 |
| 5.1.2 生物滞留系统对PAHs的负荷削减效果 |
| 5.2 生物滞留系统pH及污染物含量变化 |
| 5.2.1 pH变化 |
| 5.2.2 碳氮磷含量变化 |
| 5.2.3 重金属含量变化及分布 |
| 5.2.4 PAHs含量变化及分布 |
| 5.3 生物滞留系统填料中微生态系统变化 |
| 5.3.1 微生物多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构 |
| 5.3.3 填料酶活性 |
| 5.4 生物滞留系统污染物与微生态系统关联性 |
| 5.4.1 环境因子与填料微生物群落的相关性 |
| 5.4.2 生物滞留系统污染物累积与酶活性及微生物种群的定量关系 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 生物滞留系统微生态系统的响应机制及多环芳烃归趋模拟 |
| 6.1 生物滞留系统填料微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.1.1 生物滞留系统污染物与填料生物系统的相互作用 |
| 6.1.2 生物滞留系统微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.2 基于HYDRUS-1D的生物滞留系统PAHs归趋模拟 |
| 6.2.1 模型原理 |
| 6.2.2 初始条件与边界条件 |
| 6.2.3 参数敏感性分析 |
| 6.2.4 模型率定与验证 |
| 6.2.5 PAHs归趋行为情景模拟 |
| 6.3 关于维持生物滞留系统微生态系统稳定性和长效运行的讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（3）山东省典型工业城市土壤和灰尘重金属来源解析及健康风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题依据及研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 重金属空间分布国内外研究进展 |
| 1.2.2 重金属污染评价国内外研究进展 |
| 1.2.3 重金属源解析国内外研究进展 |
| 1.2.4 重金属健康风险国内外研究进展 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 研究区概况及样品采集与分析 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 淄博市概况 |
| 2.1.2 张店区概况 |
| 2.1.3 研究区重金属污染现状 |
| 2.2 样品采集与分析测试 |
| 2.2.1 样品采集与预处理 |
| 2.2.2 样品分析测试 |
| 2.3 数据处理与分析方法 |
| 2.3.1 经典统计学 |
| 2.3.2 基于MAF和 SGS的多元地统计模拟 |
| 2.3.3 重金属污染评价方法 |
| 2.3.4 重金属源解析方法 |
| 2.3.5 人体健康风险评价方法 |
| 第三章 研究区土壤和灰尘中重金属含量与富集状况 |
| 3.1 土壤和灰尘质地 |
| 3.2 土壤和灰尘重金属含量 |
| 3.2.1 土壤重金属含量描述性统计 |
| 3.2.2 灰尘重金属含量描述性统计 |
| 3.3 土壤和灰尘重金属含量与其他区域的对比 |
| 3.3.1 土壤重金属含量与其他区域的对比 |
| 3.3.2 灰尘重金属含量与其他区域的对比 |
| 3.4 土壤和灰尘重金属富集系数 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 多元地统计土壤和灰尘重金属空间分布模拟 |
| 4.1 基于多元地统计的重金属含量空间分布模拟 |
| 4.1.1 土壤重金属含量空间分布模拟 |
| 4.1.2 灰尘重金属含量空间分布模拟 |
| 4.2 基于不确定分析的潜在污染区域划分 |
| 4.2.1 土壤重金属潜在污染区域划分 |
| 4.2.2 灰尘重金属潜在污染区域划分 |
| 4.3 土壤和灰尘重金属空间分布对比 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 研究区土壤和灰尘中重金属污染评价 |
| 5.1 重金属地累积指数评价 |
| 5.1.1 土壤重金属地累积指数评价 |
| 5.1.2 灰尘重金属地累积指数评价 |
| 5.2 基于单因子和内梅罗指数的重金属污染评价 |
| 5.2.1 土壤重金属单因子和内梅罗指数污染评价 |
| 5.2.2 灰尘重金属单因子和内梅罗指数污染评价 |
| 5.3 土壤和灰尘重金属潜在生态风险评价 |
| 5.3.1 土壤重金属潜在生态风险评价 |
| 5.3.2 灰尘重金属潜在生态风险评价 |
| 5.4 不同污染方法的对比 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 研究区土壤和灰尘中重金属来源解析 |
| 6.1 土壤重金属来源解析 |
| 6.2 灰尘重金属来源解析 |
| 6.3 土壤和灰尘重金属来源对比分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 土壤和灰尘中重金属健康风险评估 |
| 7.1 土壤重金属健康风险评估 |
| 7.2 灰尘重金属健康风险评估 |
| 7.3 土壤和灰尘重金属健康风险对比 |
| 7.4 脆弱人群健康防护 |
| 7.5 本章小结 |
| 第八章 结论与讨论 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间以第一作者发表的论文 |
| 攻读硕士期间所获奖励 |
| 致谢 |
（4）植被覆盖与缺血性脑卒中死亡风险关联的队列研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1.前言 |
| 2.方法 |
| 2.1 研究设计 |
| 2.2 研究现场 |
| 2.3 研究对象 |
| 2.4 随访 |
| 2.5 研究变量的定义及收集 |
| 2.6 质量控制 |
| 2.7 统计学方法 |
| 2.8 技术路线 |
| 3.结果 |
| 3.1 研究对象的基本特征 |
| 3.2 2014—2019 年平邑县缺血性脑卒中的流行病学特征 |
| 3.3 生存分析 |
| 4.讨论 |
| 4.1 2014—2019 年平邑县缺血性脑卒中的流行病学特征 |
| 4.2 缺血性脑卒中患者的生存情况 |
| 4.3 植被覆盖与缺血性脑卒中死亡风险的关系 |
| 4.4 植被覆盖与缺血性脑卒中死亡风险之间可能潜在的机制 |
| 4.5 本研究的优点与局限性 |
| 4.6 下一步研究方向 |
| 5.结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 A 缩略词 |
| 附录 B 社会实践调查报告 |
| 附录 C 综述 植被覆盖与脑卒中关系的研究进展 |
| 参考文献 |
| 附录 D 个人简介 |
（5）内蒙古典型功能区土壤中POPs的污染特征及人体暴露风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 第一节 研究背景 |
| 第二节 持久性有机污染物的概述 |
| 一、多溴联苯醚(PBDEs) |
| 二、多氯联苯(PCBs) |
| 三、新型溴代阻燃剂(NBFRs) |
| 四、德克隆(DPs) |
| 第三节 国内外持久性有机污染物研究进展 |
| 一、国内外持久性有机污染物污染特征研究进展 |
| 二、持久性有机污染物暴露风险研究进展 |
| 三、小结 |
| 第四节 研究意义和目的 |
| 一、研究意义 |
| 二、研究目的 |
| 第五节 研究内容和方法 |
| 一、采样点的设计 |
| 二、技术路线图 |
| 第二章 内蒙古工农牧区土壤和树皮中多溴联苯醚的污染特征及暴露风险评估 |
| 第一节 内蒙古工农牧区土壤和树皮中PBDEs的分析测定 |
| 一、实验仪器与试剂 |
| 二、样品的采集与预处理 |
| 三、仪器分析 |
| 四、质量控制与保证 |
| 五、树皮-大气分配模型 |
| 六、数据统计与分析 |
| 第二节 内蒙古工农牧区土壤和树皮中PBDEs的污染特征 |
| 一、工农牧区土壤中PBDEs的浓度水平 |
| 二、工农牧区土壤中PBDEs的组成分布特征 |
| 三、工农区树皮中PBDEs的污染特征 |
| 四、由树皮-大气交换模型推测工农区大气中PBDEs的污染特征 |
| 五、内蒙古工农牧区PBDEs的来源解析 |
| 第三节 内蒙古工农牧区土壤中PBDEs的人体暴露风险评估 |
| 一、内蒙古工业区土壤中PBDEs的人体暴露风险评估 |
| 二、内蒙古农业区土壤中PBDEs的人体暴露风险评估 |
| 三、内蒙古牧区土壤中PBDEs的人体暴露风险评估 |
| 第四节 本章小结 |
| 第三章 内蒙古工农牧区土壤和树皮中多氯联苯的污染特征及暴露风险评估 |
| 第一节 内蒙古工农牧区土壤和树皮中PCBs的分析测定 |
| 一、实验仪器与试剂 |
| 二、样品的采集与预处理 |
| 三、仪器分析 |
| 四、质量控制与保证 |
| 五、数据统计与分析 |
| 第二节 内蒙古工农牧区土壤和树皮中PCBs的污染特征 |
| 一、工农牧区土壤中PCBs的浓度水平 |
| 二、工农牧区土壤中PCBs的组成分布特征 |
| 三、工农区树皮中PCBs的污染特征 |
| 四、工农牧区土壤和树皮中DL-PCBs的毒性当量水平 |
| 五、内蒙古工农牧区PCBs的来源解析 |
| 第三节 内蒙古工农牧区土壤中PCBs的人体暴露风险评估 |
| 一、内蒙古工农牧区土壤中PCBs的非致癌暴露风险评估 |
| 二、内蒙古工农牧区土壤中PCBs的致癌暴露风险评估 |
| 第四节 本章小结 |
| 第四章 内蒙古工农牧区土壤中新型卤代阻燃剂的污染特征及暴露风险评估 |
| 第一节 内蒙古工农牧区土壤中NBFRs和DPs的分析测定 |
| 一、实验仪器与试剂 |
| 二、样品的采集与预处理 |
| 三、仪器分析 |
| 四、质量控制与保证 |
| 五、数据统计与分析 |
| 第二节 内蒙古不同功能区土壤中NBFRs和DPs的污染特征 |
| 一、工农牧区土壤中NBFRs的污染特征 |
| 二、工农牧区土壤中DPs的污染特征 |
| 三、内蒙古工农牧区NBFRs和DPs的来源解析 |
| 第三节 内蒙古工农牧区土壤中NBFRs和DPs的人体暴露风险评估 |
| 一、内蒙古工农牧区土壤中NBFRs的人体暴露风险评估 |
| 二、内蒙古工农牧区土壤中DPs的人体暴露风险评估 |
| 第四节 本章小结 |
| 第五章 POPs与HSA的相互作用机制及人体内暴露风险评估 |
| 第一节 POPs与HSA相互作用的测定 |
| 一、实验仪器与试剂 |
| 二、样品制备 |
| 三、仪器分析 |
| 四、数据处理与分析 |
| 五、POPs与HSA的分子对接 |
| 第二节 POPs与HSA的相互作用机制 |
| 一、PBDEs与HSA的相互作用机制 |
| 二、PCBs与HSA的相互作用机制 |
| 三、NBFRs和DPs与HSA的相互作用机制 |
| 第三节 内蒙古工农牧区土壤中POPs的人体内暴露风险评估 |
| 一、内蒙古工农牧区土壤中PBDEs对成年男性的内暴露风险评估 |
| 二、内蒙古工农牧区土壤中NBFRs对成年男性的内暴露风险评估 |
| 三、内蒙古工农牧区土壤中DPs对成年男性的内暴露风险评估 |
| 四、内蒙古工农牧区土壤中PCBs对成年男性的内暴露风险评估 |
| 第四节 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 第一节 主要结论 |
| 第二节 创新点 |
| 第三节 研究展望及建议 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间已发表的学术论文目录 |
（6）西南典型地质高背景区土壤-作物系统重金属迁移富集特征与控制因素（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 1.5 主要创新点 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 广西横县碳酸盐岩区 |
| 2.2 云南昭通玄武岩区 |
| 第三章 主要工作量与工作方法 |
| 3.1 完成的主要工作量 |
| 3.2 样品采集与前处理 |
| 3.3 样品分析测试 |
| 3.4 分析质量控制 |
| 3.5 评价标准与指标 |
| 3.6 数据处理与图件编制 |
| 第四章 广西横县碳酸盐岩区土壤-作物系统重金属迁移富集特征及控制因素 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 成土母岩元素地球化学特征 |
| 4.3 成土剖面元素垂向分布特征 |
| 4.4 土壤元素富集特征及其影响因素 |
| 4.5 土壤重金属元素存在形态及其影响因素 |
| 4.6 土壤-作物系统重金属迁移富集特征及控制因素 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 云南昭通玄武岩区土壤-作物系统重金属迁移富集特征及控制因素 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 成土母岩元素地球化学特征 |
| 5.3 成土剖面元素垂向分布特征 |
| 5.4 土壤元素富集特征及其影响因素 |
| 5.5 土壤重金属CaCl_2可提取态特征及其影响因素 |
| 5.6 土壤-作物系统重金属迁移富集特征及控制因素 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 1.攻读博士期间承担项目情况 |
| 2.攻读博士期间发表论文情况 |
（8）太原市环境重金属暴露特征及健康风险评价（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 前言 |
| 1 对象与方法 |
| 1.1 研究对象 |
| 1.2 调查内容 |
| 1.3 实验室检测 |
| 1.4 质量控制 |
| 1.5 统计分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 研究对象基本情况 |
| 2.1.1 研究对象性别、年龄、城乡和调查点分布情况 |
| 2.1.2 调查样本民族、文化程度、家庭收入分布情况 |
| 2.2 太原市环境重金属总暴露情况 |
| 2.2.1 非采暖季和采暖季农村与城市的空气重金属浓度的差异 |
| 2.2.2 非采暖季和采暖季农村与城市的饮用水重金属浓度的差异 |
| 2.2.3 非采暖季和采暖季农村与城市的土壤/积尘重金属浓度的差异 |
| 2.2.4 非采暖季和采暖季农村与城市的食物/食材重金属浓度的差异 |
| 2.3 太原市居民重金属暴露风险评价 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（9）铁观音茶园土壤-茶树体系中金属的迁移特征及来源解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 国内外研究动态 |
| 1.2.1 土壤中金属的含量分布及评价方法 |
| 1.2.2 土壤中金属的生物有效性研究 |
| 1.2.3 茶树中金属元素的含量 |
| 1.2.4 土壤—茶树体系中金属的分布及迁移 |
| 1.2.5 茶叶中金属的健康风险评价 |
| 1.2.6 土壤中金属的来源解析技术 |
| 1.2.7 植物中金属的来源解析技术 |
| 1.2.8 土壤—茶树体系中的同位素示踪研究 |
| 1.3 本文的研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.3.3 特色及创新之处 |
| 第2章 区域概况与分析方法 |
| 2.1 区域概况 |
| 2.2 样品采集与预处理 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 样品预处理 |
| 2.3 主要试剂与仪器 |
| 2.4 分析方法 |
| 2.4.1 土壤pH值的测定 |
| 2.4.2 土壤有机质的测定 |
| 2.4.3 金属全量的提取及测定 |
| 2.4.4 土壤中金属赋存形态的提取及测定 |
| 2.4.5 茶汤中金属含量的测定 |
| 2.4.6 茶树盆栽实验 |
| 2.4.7 茶叶品质的测定 |
| 2.4.8 同位素组成的分离提取及测定 |
| 2.5 实验质量控制 |
| 2.5.1 实验器具的质量控制 |
| 2.5.2 金属全量分析的质量控制 |
| 2.5.3 金属赋存形态分析的质量控制 |
| 2.5.4 铅、锶同位素分析的质量控制 |
| 2.6 数据处理及作图 |
| 第3章 铁观音茶园土壤—茶树体系中金属的分布特征 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 铁观音茶园土壤的理化性质 |
| 3.2.1 pH值 |
| 3.2.2 总有机碳 |
| 3.3 铁观音茶园表层土壤中金属总量的分布特征 |
| 3.4 铁观音茶园垂直剖面土壤中金属总量的分布特征 |
| 3.5 铁观音茶树中金属的分布特征 |
| 3.6 铁观音茶园土壤中金属的污染评价 |
| 3.6.1 评价标准及背景值 |
| 3.6.2 土壤中金属的污染评价 |
| 3.7 铁观音茶园土壤—茶树体系中金属的分布研究 |
| 3.7.1 茶树与表层土壤中金属含量的相关分析 |
| 3.7.2 生物富集系数法 |
| 3.7.3 转移系数法 |
| 3.7.4 胁迫控制实验法 |
| 3.7.5 讨论 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 铁观音茶园土壤中金属的生物有效性研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 铁观音茶园土壤中金属的赋存形态 |
| 4.2.1 表层土壤中金属的赋存形态 |
| 4.2.2 垂直剖面土壤中金属的赋存形态 |
| 4.3 铁观音茶园土壤中金属的生物有效性评价 |
| 4.3.1 风险评价编码法 |
| 4.3.2 次生相与原生相比值法 |
| 4.3.3 讨论 |
| 4.4 铁观音茶园土壤理化性质、生物有效性与茶树中金属含量的相关分析 |
| 4.4.1 土壤理化性质的相关性 |
| 4.4.2 土壤金属总量的相关性 |
| 4.4.3 茶树根、茎、老叶、新叶的相关性 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 胁迫条件下铁观音茶树中金属的分布及对茶叶品质的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 金属胁迫下铁观音茶树中金属的分布 |
| 5.2.1 Cd胁迫 |
| 5.2.2 Pb胁迫 |
| 5.2.3 Zn胁迫 |
| 5.3 金属胁迫对铁观音茶叶品质的影响 |
| 5.3.1 茶多酚 |
| 5.3.2 咖啡碱 |
| 5.3.3 金属胁迫对铁观音茶叶品质的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 铁观音茶园土壤及茶汤中金属的健康风险研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 铁观音茶园土壤中金属的健康风险研究 |
| 6.2.1 暴露评估 |
| 6.2.2 风险表征 |
| 6.2.3 铁观音茶园土壤中金属的健康风险评价 |
| 6.3 铁观音茶汤中金属的健康风险研究 |
| 6.3.1 铁观音茶汤中金属的浓度 |
| 6.3.2 泡茶方式对金属浓度的影响 |
| 6.3.3 茶汤中金属的健康风险评价 |
| 6.4 铁观音茶汤中的金属Tl |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 基于多元统计分析的铁观音茶园土壤—茶树体系中金属的来源解析 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 主成分分析法 |
| 7.2.1 铁观音茶园土壤中金属的主成分分析 |
| 7.2.2 铁观音茶树中金属的主成分分析 |
| 7.3 聚类分析法 |
| 7.4 APCS-MLR法 |
| 7.4.1 表层土壤中各金属来源的贡献率 |
| 7.4.2 茶园垂直剖面土壤中各金属来源的贡献率 |
| 7.4.3 茶树中各金属来源的贡献率 |
| 7.5 基于GIS的铁观音茶园土壤—茶树中金属来源的空间分布特征 |
| 7.5.1 表层土壤中金属来源的空间分布 |
| 7.5.2 茶树中金属来源的空间分布 |
| 7.6 讨论 |
| 7.6.1 研究方法 |
| 7.6.2 需进一步讨论的金属(Tl、Cd) |
| 7.7 本章小结 |
| 第8章 基于铅锶同位素示踪的铁观音茶园土壤-茶树体系中金属的来源解析 |
| 8.1 前言 |
| 8.2 潜在源的Pb、Sr含量及同位素组成特征 |
| 8.2.1 潜在源的Pb、Sr含量 |
| 8.2.2 潜在源的Pb、Sr同位素组成 |
| 8.3 铁观音茶园土壤—茶树体系的Pb、Sr同位素组成 |
| 8.3.1 茶园表层土壤的Pb、Sr同位素组成 |
| 8.3.2 茶园垂直剖面土壤的Pb、Sr同位素组成 |
| 8.3.3 茶树各部位Pb、Sr同位素组成 |
| 8.4 基于Pb同位素示踪的铁观音茶园土壤—茶树体系中Pb来源解析 |
| 8.4.1 茶园表层土壤中Pb来源解析 |
| 8.4.2 茶园垂直剖面土壤中Pb来源解析 |
| 8.4.3 茶树中Pb来源解析 |
| 8.5 基于Sr同位素示踪的铁观音茶园土壤—茶树体系中Sr来源解析 |
| 8.5.1 茶园表层土壤中Sr来源解析 |
| 8.5.2 茶园垂直剖面土壤中Sr来源解析 |
| 8.5.3 茶树中Sr来源解析 |
| 8.6 Pb、Sr同位素联合示踪铁观音茶园土壤-茶树体系中金属的来源 |
| 8.6.1 Pb、Sr同位素联合示踪茶园表层土壤中金属的来源 |
| 8.6.2 Pb、Sr同位素联合示踪茶园垂直剖面土壤中金属的来源 |
| 8.6.3 Pb、Sr同位素联合示踪茶树中金属的来源 |
| 8.7 基于同位素混合模型的各潜在源贡献率 |
| 8.7.1 茶园表层土壤中各潜在源的贡献率 |
| 8.7.2 茶园垂直剖面土壤中各潜在源的贡献率 |
| 8.7.3 茶树中各潜在源的贡献率 |
| 8.8 本章小结 |
| 第9章 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文及研究成果 |
（10）典型经济快速发展区农田重金属风险评估与安全利用技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景、目的及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 农田土壤重金属污染现状研究 |
| 1.2.2 土壤-作物系统重金属富集特征研究 |
| 1.3 农田土壤重金属污染评价研究进展 |
| 1.3.1 土壤重金属污染评价指标 |
| 1.3.2 土壤和作物中重金属评价标准与方法 |
| 1.4 农田土壤重金属来源解析 |
| 1.5 重金属超标农田安全利用与修复技术 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然状况 |
| 2.1.2 社会经济及工农业发展状况 |
| 2.2 样品采集及样点布设 |
| 2.3 分析项目及方法 |
| 2.3.1 土壤理化性质检测方法 |
| 2.3.2 土壤重金属全量及有效态检测方法 |
| 2.3.3 作物重金属含量检测方法 |
| 2.4 土壤和作物中重金属评价方法 |
| 2.4.1 地累积指数法 |
| 2.4.2 元素富集系数法 |
| 2.4.3 潜在生态风险评价法 |
| 2.4.4 作物中重金属的健康风险评价 |
| 2.4.5 作物中重金属的生物富集系数 |
| 2.5 农田土壤重金属源解析方法 |
| 2.5.1 多元统计方法 |
| 2.5.2 正定矩阵因子分析法 |
| 2.6 重金属超标农田土壤钝化修复及安全利用 |
| 2.6.1 试验地点 |
| 2.6.2 钝化材料 |
| 2.6.3 室内钝化试验 |
| 2.6.4 盆栽试验设计 |
| 2.6.5 大田试验设计 |
| 2.7 数据处理与分析 |
| 第三章 典型经济快速发展区农田重金属富集特征 |
| 3.1 表层土壤重金属的累积特征 |
| 3.2 作物重金属富集特征及农产品安全风险 |
| 3.3 土壤重金属的空间及垂直分布特征 |
| 3.3.1 土壤重金属及理化性质的空间分布特征 |
| 3.3.2 土壤重金属及理化性质的垂直分布特征 |
| 3.4 土壤-作物系统重金属的迁移与富集特征 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 典型经济发展区农田重金属富集的影响因素及源解析 |
| 4.1 土壤性质和养分含量的描述性分析 |
| 4.2 土壤性质与重金属间的相关性分析 |
| 4.3 不同土地利用条件下土壤重金属和养分含量的累积特征 |
| 4.3.1 不同功能区土壤重金属及养分含量的累积特征 |
| 4.3.2 不同土地利用类型土壤重金属及养分含量的累积特征 |
| 4.4 土壤重金属的来源解析 |
| 4.4.1 基于多元统计分析的土壤重金属源解析 |
| 4.4.2 基于正定矩阵因子分析法的重金属源解析 |
| 4.4.3 土壤重金属污染的关键影响因子探测 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 典型经济快速发展区农田重金属风险评估 |
| 5.1 土壤重金属环境质量评价 |
| 5.2 土壤重金属地累积指数 |
| 5.3 土壤重金属富集系数 |
| 5.4 土壤重金属潜在生态风险评价 |
| 5.5 作物中重金属的健康风险评价 |
| 5.5.1 不同作物中重金属的成人摄入风险 |
| 5.5.2 不同作物中重金属总危害指数的概率分布 |
| 5.5.3 不同暴露参数对成人摄入作物重金属风险的贡献排序 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 典型重金属超标农田土壤钝化修复及安全利用 |
| 6.1 室内培养试验 |
| 6.1.1 水铝钙石特性及其表征 |
| 6.1.2 水铝钙石对土壤pH及重金属有效态含量的影响 |
| 6.1.3 水铝钙石对土壤重金属赋存形态的影响 |
| 6.1.4 水铝钙石对土壤红外光谱的影响 |
| 6.2 盆栽试验结果分析 |
| 6.3 田间试验结果分析 |
| 6.3.1 第一轮钝化效果分析 |
| 6.3.2 第二轮钝化效果分析 |
| 6.3.3 水铝钙石的经济效益分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 研究特色 |
| 7.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
四、铝的生态与健康风险研究进展（论文参考文献）
- [1]广西露天铝土矿区复垦地土壤重金属空间分布特征及风险评价[J]. 崔丽蓉,叶丽丽,陈永山,闫超凡,蒋金平. 生态环境学报, 2021
- [2]生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究[D]. 张兆鑫. 西安理工大学, 2021
- [3]山东省典型工业城市土壤和灰尘重金属来源解析及健康风险评估[D]. 孙雪菲. 山东师范大学, 2021
- [4]植被覆盖与缺血性脑卒中死亡风险关联的队列研究[D]. 刘婷. 蚌埠医学院, 2021(01)
- [5]内蒙古典型功能区土壤中POPs的污染特征及人体暴露风险评估[D]. 张爱芹. 中央民族大学, 2021(11)
- [6]西南典型地质高背景区土壤-作物系统重金属迁移富集特征与控制因素[D]. 彭敏. 中国地质大学(北京), 2020(04)
- [7]教育部关于印发普通高中课程方案和语文等学科课程标准（2017年版2020年修订）的通知[J]. 教育部. 中华人民共和国教育部公报, 2020(06)
- [8]太原市环境重金属暴露特征及健康风险评价[D]. 段耀飞. 山西医科大学, 2020(11)
- [9]铁观音茶园土壤-茶树体系中金属的迁移特征及来源解析[D]. 孙境蔚. 华侨大学, 2020
- [10]典型经济快速发展区农田重金属风险评估与安全利用技术研究[D]. 吴秋梅. 南京信息工程大学, 2020(02)
标签：重金属论文; pahs论文; 土壤重金属污染论文; 土壤环境质量标准论文; 土壤改良论文;