一、河口水体中有机磷农药的环境行为及其风险影响评价（论文文献综述）
王宇航[1]（2021）在《两种农药对谷皮菱形藻（Nitzschia palea）毒理效应及代谢影响的研究》文中研究指明有机磷农药是一类含磷的有机化合物,具有高效抑制虫害和生物可降解性,是目前世界上应用最广泛的有机化学物质之一。然而,随着有机磷农药使用量的不断增加以及不合理地施用和处理,造成水体的严重污染,对水生生物及人类健康构成潜在威胁。硅藻是淡水中重要的初级生产者,对环境变化敏感,在水生生态系统污染指示方面发挥着重要作用。有机磷农药的广泛施用给水环境带来了污染,危害水生生物及人类健康,为探究有机磷农药对水生植物的毒性效应,了解水生植物对水体中有机磷农药残留的指示作用,本研究选取有机磷农药（乙酰甲胺磷和敌百虫）,以淡水硅藻谷皮菱形藻（N.palea）为研究对象,进行急性毒理实验,探究两种有机磷农药对谷皮菱形藻生长、形态及生理上的毒性效应,并对其代谢组成分变化进行了初步的研究,结果如下:1.两种有机磷农药对N.palea生长的影响:在敌百虫（5-50 mg/L）胁迫第七天时,谷皮菱形藻的生长受到明显的抑制作用,而乙酰甲胺磷胁迫对谷皮菱形藻的生长无明显影响。2.两种有机磷农药对N.palea形态的影响:通过光学显微镜和扫描电镜观察,乙酰甲胺磷处理后谷皮菱形藻细胞形态发生明显变化,而敌百虫处理后几乎未发生形变。3.两种有机磷农药对N.palea生理生化的影响:低浓度的敌百虫（5 mg/L）对谷皮菱形藻叶绿素 a 含量有明显的刺激作用;两种有机磷农药处理后谷皮菱形藻MDA含量及EPS含量均显着增加。4.两种有机磷农药对N.palea抗氧化酶的影响:抗氧化酶分析结果显示,两种有机磷农药处理后谷皮菱形藻SOD酶,CAT酶及POD酶活性均显着增加。敌百虫胁迫过程中SOD酶和CAT酶起主要作用,而乙酰甲胺磷胁迫时POD酶起主要作用。5.两种有机磷农药对N.palea代谢的影响:与正常对照组相比,有机磷农药处理后谷皮菱形藻的代谢物组成差异较为明显。有机磷农药胁迫对谷皮菱形藻的代谢影响较大。通过代谢标志物涉及的主要代谢途径分析发现有机磷农药胁迫影响了硅藻细胞的氨基酸（赖氨酸）合成代谢、脂肪酸（花生四烯酸）代谢等代谢途径。本研究表明,有机磷农药胁迫后谷皮菱形藻的生长趋势、叶绿素 a 含量、丙二醛含量、胞外多糖含量（EPS）、抗氧化酶活性、形态特征和代谢物组成都会发生特异性变化。运用生物化学、生理学和组学分析相结合的方法能更全面且更准确地评估有机磷农药污染的影响。
李慧冬[2]（2020）在《莠去津等多种农药残留风险评估及莠去津在水/沉积物体系中降解研究》文中指出农药莠去津的单剂和混剂是玉米地、甘蔗田、茶园、果园等农田中的常用除草剂,在我国及世界农业生产中发挥着重要作用。由于环境因素的综合作用,残留的莠去津在生物体内富集,可对食品产生直接或间接污染。本研究首先对两种剂型的莠去津（50%莠去津油悬浮剂、61%乙·莠·滴悬乳剂）在玉米上进行降解动态及最终残留试验,并对使用该农药地区的生态环境进行评价,探讨其生态环境安全性;其次,对莠去津及其他84种农药及代谢物在番茄中的残留进行了检测,在此残留量基础上对其进行了膳食风险评估,并探讨莠去津的生态迁移性和其他农药的安全性。与此同时,采用盆栽试验,在不同时间内检测了莠去津及其代谢物在上覆水、沉积物和沉水植物菹草（Potamogeton crispus L.）、穗花狐尾藻（Myriophyllum spicatum L.）体内含量,建立了对两种沉水植物对水体中莠去津吸收、传导和转化的评价体系。本研究对农药安全合理使用、农药的生态迁移及农产品的安全食用具有理论与现实意义,为构建生态沟渠和生态池塘以应对农药污染物的去除及修复提供了技术支撑。研究取得主要结果如下:1、在山东济南、黑龙江哈尔滨两地,对50%莠去津油悬浮剂、61%乙·莠·滴悬乳剂进行了玉米大田试验,并对莠去津的残留量进行分析。在玉米地中施用两种莠去津制剂后,玉米植株和土壤中莠去津残留的降解过程均符合一级动力学方程。50%莠去津油悬浮剂,在济南供试的玉米植株中莠去津的降解方程为CT=20.4e-0.140t,半衰期(T1/2)为4.95 d;在哈尔滨供试的玉米植株中莠去津的降解方程为CT=28.1e-0.183t,T1/2为3.79 d。61%乙·莠·滴悬乳剂,在济南供试的玉米植株中莠去津的降解方程为CT=1.87e-0.155t,半衰期(T1/2)为4.47 d;在哈尔滨供试的玉米植株中莠去津的降解方程为CT=1.51e-0.096t,T1/2为7.22 d。就50%莠去津油悬浮剂而言,在济南的供试土壤中莠去津的降解方程为CT=2.11e-0.059t,T1/2为11.7 d;在哈尔滨的供试土壤中莠去津的降解方程为CT=0.583e-0.077t,T1/2为9.00 d。61%乙·莠·滴,在济南的供试土壤中莠去津的降解方程为CT=1.36e-0.079t,T1/2为8.77 d;在哈尔滨的供试土壤中莠去津的降解方程为CT=1.54e-0.074t,T1/2为9.37 d。2、根据我国膳食结构中的玉米消费量、儿童或成人体重以及我国莠去津在玉米中的最大残留限量（MRL）值0.05 mg/kg,本研究计算出我国玉米中理论日允许最大摄入量（MPI）儿童每人每天为0.23μg,成人每人每天为0.72μg。基于风险最大化原则,残留中值（STMR）和残留最大值（HR）均采值为0.01 mg/kg,根据采收的玉米籽粒中莠去津的检出残留量（<0.01mg/kg）,对玉米籽粒中莠去津的残留进行长期和短期风险评估:莠去津的长期风险评估国家估算每日摄入量（NEDI）为0.0014 mg,其风险概率为0.11%;莠去津的短期风险评估国家估算短期摄入量（NESDI）为0.0014 mg,其风险概率为0.02%。莠去津的慢性和短期风险评估概率均小于<100%,风险在可接受范围内。3、在山东各试验地采集的番茄和土壤样品中均未检出莠去津农药,即番茄和土壤中莠去津含量均<0.01mg/kg。由此表明,番茄和土壤中的莠去津含量均在可接受范围,其生态迁移量在可接受范围。番茄和土壤中检出的农药既有交叉,也有不同。检测出来的农药品种与使用的农药剂型、方式以及喷药时间都有一定的相关性。如吡虫啉作为土壤处理剂时,土壤检出率为48.8%,而番茄中全部未检出。这也说明,土壤中的吡虫啉,通过植物吸收转运到到番茄果实的残留量极少,土壤处理时,番茄果实相对安全,农药的生态迁移主要来源为直接施药。4、按照英国FSA风险排序体系对番茄中检测的农药进行了三种赋值方法的残留风险排序,对番茄中检出的啶虫脒、噻虫嗪、腐霉利、联苯菊酯、氯氰菊酯、苯醚甲环唑、腈苯唑、嘧霉胺、异菌脲、多菌灵、甲基硫菌灵等进行赋值排序,计算结果均<100,说明检出这些农药风险可接受。对检出农药根据膳食结构、体重、农药残留量等进行膳食评估,慢性风险评估结果%ADI均<100%,说明慢性风险评估结果可接受;而在急性风险评估中,联苯菊酯的%Arf D为155.1%,超过100%,追溯时发现此样品来源于田间样品采集,采摘时未到安全间隔期,施用农药后若不按安全间隔期收获番茄,则这种番茄有一定的膳食风险。5、在水/沉积物体系中,沉积物经莠去津处理后,月湖沉积物中的上覆水,对照莠去津的T1/2为6.95 d,加入菹草为7.82 d,加入穗花狐尾藻为5.00 d;汤逊湖沉积物中的上覆水的情况依次为5.68 d、6.03 d和5.29 d。同样处理,月湖沉积物中对照莠去津的T1/2为18.6 d,加入菹草的为12.4 d,加入穗花狐尾藻的为16.7 d;汤逊湖沉积物中的情况依次为14.8 d、12.4 d和23.7 d。在沉积物中加入莠去津时,菹草对沉积物中的莠去津半衰期缩短作用明显,而穗花狐尾藻作用不明显。菹草和穗花狐尾藻中可累积一定量的莠去津,莠去津在菹草体内的累积大于穗花狐尾藻。测定沉水植物及其相应环境中莠去津代谢物后发现,莠去津在水/沉积物体系中有极少量的2-羟基-莠去津和脱乙基脱异丙基莠去津代谢产物产生,沉水植物体内只检测到脱乙基脱异丙基莠去津,说明沉水植物对莠去津在其体内分解成2-羟基-莠去津有一定的抑制作用。
杜士林[3]（2020）在《沙颍河流域水环境优控污染物筛选及潜在生态风险评价研究》文中研究指明沙颍河流域是淮河流域污染最为严重的子流域,近年来随着国家水环境保护工作的推进,沙颍河流域水环境质量得到了改善,但在城镇化、工业化的持续推进过程中,污染物的排放量和排放总类也随之增加,现有的管理方式已难以满足新常态下沙颍河流域水环境质量持续改善的要求,目前沙颍河流域监测的污染物主要是常规指标,难以实现整个流域所有污染物的监控,无法对水环境中产生较大污染的问题的污染物进行针对性的管理,本研究通过对沙颍河流域41个点位丰水期、平水期和枯水期水环境中重金属和有机污染物含量的高通量筛查,分析各污染物在沙颍河流域水环境中的时空分布特征,参考美国EPA优控污染物筛选技术,提出沙颍河流域优控污染物清单,并对部分优控污染物的环境风险进行评估,为流域水环境管理提供支持。本论文主要研究结果如下:（1）沙颍河流域地表水中各类半挥发性有机物处于ng/L和μg/L之间,贾鲁河、沙河和双洎河受污染较严重,丰水期污染物含量高于另外两个水期;沉积物中半挥发性有机物含量处于ng/g和μg/g之间,澧河和沙河受污染比较严重,大部分污染物的含量为枯水期>丰水期>平水期。地表水中挥发性有机物在丰、平和枯水期分别检测出了53种、46种和46种,各污染物含量处于ng/L和μg/L之间,丰水期地表水中含量最高;沉积物中,枯、平水期分别检测出21种和47种,各污染物浓度处于ng/g和μg/g之间,平水期污染物含量要最高。水体中抗生素在丰、枯和平水期分别检测出17种、15种和16种,红霉素和罗红霉素检出率最高。贾鲁河的总抗生素浓度均最高,澧河最低,丰水期抗生素含量最高。地表水中重金属高含量区主要位于贾鲁河,Hg元素含量超过三类地表水环境质量标准值,枯水期含量最高;沉积物中,北汝河、澧河和颍河沉积物中重金属含量相对较高,Hg和Cd含量超河南省土壤背景值,平水期重金属含量最高。（2）利用美国EPA优控污染物筛技术,根据各污染物的综合打分排序,沙颍河流域共筛选出8大类40种优先控制污染物。包括10种重金属、13种有机农药、3种取代苯、9种卤代脂肪烃、1种苯胺类、1种酞酸酯类、2种多氯联苯、1种多环芳烃。（3）对本研究筛选出来的优先控制污染物中的重金属（铬、铜、砷、铅、汞、镉）和多环芳烃（苯并[a]芘）在水环境中的风险进行评估。沙颍河流域地表水中重金属存在一定的生态风险,引起生态风险的主要污染因子是Hg,枯水期发生生态风险的可能性最高;底泥中重金属三个水期均为高风险水平,丰水期发生生态风险的概率最小,主要引起生态风险的因子是Hg和Cd。沙颍河流域丰水期地表水中苯并[a]芘存在较高的生态风险,其余两个水期发生生态风险的可能性较小;沉积物中苯并[a]芘发生潜在生态风险的可能性较小,个别点位的生态风险发生概率始终为全流域最高,应当给予重点关注。
房岐[4]（2020）在《河口水中溶解性有机质和卤素离子对典型有机微污染物光降解的影响》文中认为河口是重要的生态系统,受河流运输、陆源排放和水产养殖等一系列人类生产活动的影响,许多沿海和河口水域都受到有机微污染物的污染。光化学转化是有机微污染物在表层水体中降解的主要途径,且有机微污染物在从下游淡水到下游海水的河口水中的光降解在很大程度上是未知的。本文研究了部分典型有机微污染物（磺胺嘧啶、磺胺间甲氧基嘧啶、磺胺甲恶唑、磺胺二甲基嘧啶、双酚A和卡马西平）在广西大榄江连接茅尾海的河口水中的光解,并重点讨论了溶解性有机质（DOM）和卤素离子对有机微污染物光解的影响,主要的研究内容和重要结论如下:（1）以磺胺嘧啶为模型化合物,研究了磺胺抗生素在河口水中光解动力学变化。结果表明,河口水中溶解性组分能促进磺胺嘧啶在河口水中的光解,且磺胺嘧啶在沿淡水到海水的河口水域中其光降解速率显着增加。对含有DOM的合成水样进行模拟光照实验发现,磺胺嘧啶光解速率的增加归因于DOM和卤素离子的共同作用。自由基淬灭实验表明,卤素自由基（HRS）对磺胺嘧啶光解的增加起主要作用。DOM类似物参与的动力学实验表明,三重激发态DOM（3DOM*）参与了HRS的生成过程,且HRS敏化的光解反应速率与3DOM*的还原电位呈正相关。（2）通过模拟日光实验研究了河口水中双酚A（BPA）和磺胺二甲基嘧啶（SMZ）的光解动力学,及河口水中的重要溶解性组分Cl-、Br-、DOM、NO3-和HCO3-对双酚A和磺胺二甲基嘧啶光解的影响。结果表明,河口水中溶解性组分能显着促进双酚A和磺胺二甲基嘧啶的光解,但双酚A在上游水样中的光解比在下游水样中快,而磺胺二甲基嘧啶在下游水中比上游水中光解快。稳态光解实验表明DOM及其与卤素离子作用显着影响双酚A和磺胺二甲基嘧啶的光解。自由基淬灭实验发现3DOM*和HRS是决定河口水样中双酚A和磺胺二甲基嘧啶光降解的主要活性物种。竞争动力学计算双酚A和磺胺二甲基嘧啶与HRS及3DOM*的二级反应速率常数发现,3DOM*与BPA的反应活性(二级反应速率常数k3DOM*,BPA=4.42×108 mol-1·L·s-1)要高于HRS与双酚A的反应活性(kBPA,Cl·=2.11?108mol-1·L·s-1,kBPA,Cl2·-=8.5?106mol-1·L·s-1)。下游水样中高含量的卤素离子易淬灭3DOM*产生反应活性较低的HRS,致使下游水体中双酚A的光解速率低于上游水体。而磺胺二甲基嘧啶与HRS的反应速率大于其与3DOM*的反应活性(kSMZ,3DOM*=5.19×109 mol-1·L·s-1,kSMZ,Cl·=1.59×1010mol-1·L·s-1,kSMZ,Cl2·-=4.87×1011mol-1·L·s-1),消耗3DOM*生成的HRS能进一步促进其光解,因此磺胺二甲基嘧啶在下游河口水中光解较快。以上发现有助于深入理解有机微污染物在河口水中的光化学转化,并为有机微污染物在河口水中降解模型的建立提供依据和参考。
臧路[5]（2019）在《我国主要流域新烟碱类农药时空分布、来源及生态风险》文中研究指明新烟碱类农药是一类新型内吸型杀虫剂,具有较大的水溶性,容易通过地表径流迁移到水体环境中,从而对非靶标昆虫、哺乳动物和鸟类造成一定的生态风险。然而,中国并没有对水体环境中新烟碱类农药污染进行过大尺度的研究,也缺少对河流中此类农药来源的鉴定。本论文以近些年来我国广泛使用的9种新烟碱类农药（吡虫啉（IMI）、啶虫脒（ACE）、噻虫嗪（THIA）、噻虫胺（CLO）、噻虫啉（THI）、氟啶虫酰胺（FLO）、烯啶虫胺（NIT）、氯噻啉（IMID）和呋虫胺（DIN））为研究对象,于2016年的旱季和雨季采集了长江流域和中国东部主要河流河口的水样,并测定了新烟碱类农药在长江流域和中国东部主要河流河口的残留水平。在此基础上,分析了9种新烟碱类农药在本研究范围内的时空分布特征及流入近海的量;通过修正后的质量守恒模型（Modified Mass Balance Approach）对长江流域新烟碱类农药的非点源排放量和河流中的通量进行计算;通过物种敏感度分布曲线法（Species Sensitivity Distribution,SSD）得到新烟碱类农药污染引起的对淡水水生动物的风险阈值,并评估了我国东部主要河口该类农药的水生生态风险。主要取得以下两部分研究成果:（1）长江流域9种新烟碱类农药残留浓度的空间分布和来源分析:新烟碱类农药在长江流域旱季和雨季的总残留浓度均值分别为990 ng/L和390 ng/L。其中,DIN和NIT是检出浓度最高的两种化合物,它们在长江流域旱季的浓度均值分别为470 ng/L和430 ng/L,雨季的浓度均值分别为190 ng/L和150 ng/L。长江流域地表水中的新烟碱类农药残留浓度存在明显的季节差异,旱季显着高于雨季。长江干流采集的河流样品中新烟碱类农药的浓度要明显高于支流样品中的浓度。通过修正后的质量守恒模型估算,发现长江流域中新烟碱类农药的主要来源是沿岸农业活动非点源的排放输入,其次为上游河流和支流或湖泊的输入;长江中下游的非点源输入要大于上游的非点源输入;每年总计约有1190吨新烟碱类农药通过径流进入东海,其中非点源排放源的输入占91.3%;DIN是9种新烟碱类农药中在长江流域中通量最大的,在旱季和雨季排入东海的质量分别为412吨和176吨;NIT是排放量第二大的新烟碱类农药,全年的总排放量达到了458吨;长江流域近几年来农业活动中使用的新烟碱类农药的模式发生了改变,有从传统的IMI和ACE向新型商业化使用的DIN和NIT转变的趋势。（2）中国东部主要河流河口新烟碱类农药残留浓度的空间分布及生态风险:9种新烟碱类农药在水体中旱季的总浓度均值为343 ng/L,雨季的总浓度均值为174 ng/L。在东部河流河口中NIT在两个季节的残留水平均是9种新烟碱类农药中最高的,在旱季和雨季的浓度分别为105 ng/L和55 ng/L。IMI在水体中旱季和雨季的浓度均值分别为40 ng/L和34 ng/L。我们的研究表明,DIN和NIT是河流新烟碱类农药相对贡献最多的两种,其浓度贡献分别为48.6%和38.2%。中国东南部地区、黄河流域和海南省检出的新烟碱类农药多为传统种类（IMI、ACE）。IMID、DIN和NIT在中国东北部地区、长江流域和珠江流域检出较多,表明不同地区的农药使用模式存在差异。每年排入东部海域的新烟碱类农药总负荷达到了1256吨,长江的新烟碱类农药污染最为严重,每年约有1190吨排入东海。通过SSD方法,得到新烟碱类农药对水生生物的急性毒性阈值和慢性毒性阈值分别为362 ng/L和58 ng/L。对比此阈值,发现有27%的样品浓度超过急性毒性阈值,84%的样品浓度超过慢性毒性阈值;长江和南渡江中的新烟碱类农药浓度超过了水生动物的急性毒性阈值,全部河流中的污染物浓度均超过了慢性毒性阈值。目前,中国东部沿海地表水体中新烟碱类农药污染对水生动物的生态风险普遍存在,应该得到重视。综上所述,我们研究表明,我国主要流域（长江流域和东部沿海河流）中均有较高浓度的新烟碱类农药残留。长江流域新烟碱类农药的主要来源为沿岸地区农业活动的非点源排放,且新烟碱类农药污染会对一些水生动物产生慢性毒性。本研究旨在为我国未来新烟碱类农药的评估、使用及风险管理提供科学依据。
周秀花[6]（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。
邱雨[7]（2019）在《句容小流域污染物分布特征及其风险评价》文中研究表明环境问题是当前流域发展迫切需要解决的首要问题。句容小流域属于长江支流秦淮河流域,地处经济快速增长的长三角地区。流域近几十年来受到产业发展带来的有机物、持久性有机污染物以及重金属污染的威胁。污染物能够在流域水、土、气、生各种介质中迁移,对环境安全和人类生活造成严重威胁。因此,从生态安全和流域发展角度出发,分析典型小流域污染物分布特征、来源及其影响因素,评估生态风险,对于流域环境治理与规划具有重要的意义。本研究以句容小流域为研究靶区,从流域生态环境的角度出发,分析了小流域水环境中的营养盐空间分布特征及各种元素含量,对比了不同区域不同深度沉积物粒径和结构变化、多环芳烃（PAHs）和重金属剖面分布特征,探讨了土地利用方式变化和有机质含量对污染物分布的影响。并结合多元统计学方法、分子比值法及PMF模型等手段解析污染物的来源,进行生态风险评价。取得的主要研究结果如下:（1）小流域水环境整体处于中度污染水平,TN含量较高。句容小流域水体中TN的浓度范围为0.94～2.14 mg/L,均值为1.55±0.29 mg/L,属于国家地表水Ⅳ类水。小流域内水体TN浓度低于下游地区。TN主要来自于流域内,并且沿河流对下游地区造成污染。流域内水体TP浓度范围为0.02～0.23mg/L,均值为0.09±0.07mg/L,达到国家地表水Ⅱ类标准,较清洁。下游水体TP浓度略高于流域内水体。流域内水体微量元素含量均在国家标准限值以下,不存在污染,可用于农业灌溉和渔业养殖。水质指数及内梅罗污染指数的方法共同显示小流域水体环境处于中度污染水平。主成分分析的结果表明影响小流域水体水质的因素主要有化肥流失、生活及养殖污水排放和气温。（2）小流域沉积环境稳定,有机质含量较丰富。粒度分析结果显示句容小流域沉积柱中黏土和粉砂（细粉砂+粗粉砂）的含量较高（93.05%）,粒径差异不明显。表明小流域水动力较弱,沉积环境稳定。扫描电镜的分析结果显示小流域沉积物富含有机质。沉积物剖面TN的浓度范围为192.74～4768.46 μg/g,TN浓度随着沉积时间先增加后减少。TN浓度均值高于美国EPA标准2000 μg/g。（3）小流域沉积物重金属污染水平差异较大,Cd、As和Ni污染较严重。流域内重金属主要来源为农药使用。小流域沉积物中Cr、Mn、Co、Ni、Cu、Zn、As、Cd和Pb的含量差异较大。主成分分析的结果显示重金属来源中种植业农药的使用占比最高,33.40%,金属废弃物的填埋贡献了 27.41%,金属冶炼占16.15%。Cd-As、Co-Mn、Cu-As的来源可能相同。重金属富集指数和地累积指数的评价结果显示重金属污染程度的顺序为:Cd>As>Ni>Pb>Cu>Cr>Zn>Co>Mn,Cd 的污染水平最高。Cd、As和Ni高度富集且地累积指数评价达到了高级以上,Cu和Pb属于中度富集且污染较轻,不存在Cr、Mn、Co、Zn污染。（4）小流域PAHs浓度处于高污染的水平,PAHs主要来源于尾气排放和煤炭燃烧。通过分子比值法、主成分分析和PMF模型解析小流域PAHs来源。分子比值法的结果显示小流域PAHs主要来自化石燃料燃烧。主成分分析的结果显示小流域内PAHs最主要的输入来源是尾气的排放,其次为煤炭燃烧,焦炉燃烧和生物质燃烧的贡献较小。PMF模型的来源解析中,小流域沉积物PAHs来源最多的是尾气（柴油和汽油燃烧）排放源（28.31%）,其次为煤炭燃烧源（25.02%）,之后依次为混合来源（14.83%）,焦炭燃烧源（14.60%）,石油燃烧源（12.07%）和生物质燃烧源（5.17%）。主成分和PMF模型分析的结果与分子比值法一致,都指示句容小流域PAHs主要来源于化石燃料高温燃烧,且第一输入源为尾气排放,第二输入源为煤炭燃烧。（5）句容小流域内污染物存在生态风险。采用生态效应区间值（ERL/ERM）和毒性当量因子（TEF）法对小流域PAHs生态风险进行评价。ERL/ERM法的结果显示Ace、Ant和Flua三种PAHs的浓度均值超出了生态效应区间低值的4.76、5.06和8.37倍,此外BaP、IcdP浓度的均值较高,存在生态风险。TEF法的结果显示小流域∑PAHs毒性当量浓度范围为3.29～757.77 ng/g,整体污染水平较高,BaP和IcdP的毒性当量浓度超过了100 ng/g,是句容小流域毒性当量的主要贡献。
李明宇,郭秀丽[8]（2018）在《河口中有机磷农药的环境行为及其影响评价》文中指出针对河口水体中有机磷农药的环境行为及其风险影响,结合实际案例,做了简单的论述,提出了控制策略,共享给相关人员。首先,分析了有机磷农药的环境行为。其次,结合实例分析了有机磷农药风险影响评价。最后,通过评价分析,明确了有机磷农药的来源,提出了风险把控的策略。
陈奕涵[9]（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》文中研究说明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。
徐聪[10]（2018）在《典型河口水库痕量有机污染物赋存特征及其迁移转化模拟研究》文中研究指明随着水质型缺水问题日益严重,河口型水库成为附近港口城市的重要水源。然而近年来,人们在河口区域频繁检测出有机污染物。这些污染物由日常生活或农业耕作等人类活动产生,通常检出浓度较低且难以去除,对水生生物可能具有毒性效应。河口型水库中痕量有机污染物,还可随饮用水进入人体内产生内分泌失调和致癌等风险,需要引起人们重视。河口型水库不同于一般内源地水库,首先,河口环境受上游面源污染和污水排放的影响;其次,当河口流量降低时会发生海水倒灌等特殊现象。同时,不同类型的河口环境中,痕量污染物赋存特征也各不相同。因此,深入研究河口型水库中痕量污染物的浓度变化和迁移转化规律十分重要,其结论有助于人们针对性地进行污染物监测和管理,避免污染物对河口生态和人体健康造成危害。本研究在中国-新加坡E2S2合作项目支持下,选取尺度和复杂性呈明显差异的长江河口青草沙水库和新加坡入海口Marina水库,对比研究其痕量有机污染物的检出结果,分析污染物的浓度水平及变化规律。并使用Delft3D系列软件,重点针对青草沙水库,构建耦合水动力和水质过程的污染物模型,研究大尺度流域下痕量有机物的迁移转化规律。论文主要研究工作及成果如下:（1）在青草沙水库表层水体和沉积物中,选取14种代表性PPCPs或农药进行长达一年的检测,结果表明PPCPs和农药检出浓度水平低,在水相和沉积相中分别低于100 ng L-1和10 ng dryg-1。将长江河口和Marina海湾两个水库中PPCPs进行异同分析,结果表明常用的PPCPs如咖啡因、避蚊胺、双酚A在两个水库水相中均被频繁检出,浓度相对较高。同时,两个水库内双酚A的模拟结果也表明相同的污染物在不同环境下迁移转化过程相似。但是,由于两个水域尺度（流域及水库有效面积等）的显着差异,导致污染物整体检出浓度水平有明显差异,常用的PPCPs在Marina水库中的检出浓度高于青草沙水库约一个数量级。在两个水库沉积物中,检出浓度较高的污染物不仅使用量大,而且自身正辛醇水分配系数高,如戊唑醇和双酚A。（2）在青草沙水库水相中,PPCPs夏季检出浓度高而秋季检出浓度低,农药在春、冬两季检出浓度高;尽管水环境变量可影响PPCPs生物降解过程,但污染负荷水质指标与污染物的相关性分析表明,PPCPs的浓度主要受使用量和污水治理效率的影响。因此,在夏季由于降雨导致污水处理效率降低和PPCPs使用量增高,水中PPCPs检出浓度高。PPCPs和农药因为主要来源不同与污染负荷水质指标呈现不同相关性,经济活动指标则通常与污染物的使用量有关。在青草沙水库沉积物中,PPCPs的浓度变化主要受水库外源量的影响,而农药受沉积物中总有机碳含量的影响。（3）分别通过生态和人体健康风险系数的计算,评价污染物在青草沙水库中的生态风险和饮用水中的人体健康风险程度。研究结果表明,在青草沙水库中,对鱼类有显着毒性效应的咖啡因、双酚A、雌酮和西玛津对水生生态具有较高风险,多数除草剂和杀虫剂则具有中等风险,其他除真菌剂和PPCPs风险更低。饮用水中污染物的风险系数显示其对人体健康风险均较低。其中,促长啉对水库生态的风险很低,但在饮用水中对人体健康的风险反而高于其他污染物,需要进行长期监测研究。（4）使用Delft3D-FLOW模块建立长达一年的三维（3D）非稳定流青草沙水动力模型,并根据课题组2011年和2014年实际观测数据进行校准和验证。根据模型评价指数可知,已建立的模型可以较为准确地描述出青草沙水库的水动力、温度和盐度的变化过程,为后期污染物的水动力输运、污染物的吸附、降解等迁移转化过程提供基础水环境数据。（5）使用Delft3D-WAQ模块建立污染物的3D水动力和水质耦合模型,并根据2014年实际观测数据进行校准。校准后的青草沙中污染物3D水动力和水质耦合模型能够较为准确地模拟污染物在水库内的动态变化。其模拟结果显示,水动力输运和降解过程分别是污染物在水库中主要的迁移和转化途径,以降雨为主的大气沉降是半挥发性污染物如阿特拉津的另一重要迁移途径。校准后的模型能够进行阿特拉津不同污染程度的情境模拟分析,从而了解进入水库时,水中阿特拉津的限制浓度（63 ng L-1）,为水库实际运行管理提供重要数据支持。
二、河口水体中有机磷农药的环境行为及其风险影响评价（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、河口水体中有机磷农药的环境行为及其风险影响评价（论文提纲范文）
（1）两种农药对谷皮菱形藻（Nitzschia palea）毒理效应及代谢影响的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 硅藻植物的概述 |
| 1.2 有机磷农药污染的简介 |
| 1.3 藻类对水体农药指示的研究进展 |
| 1.4 有机磷农药对藻类的毒理效应研究现状 |
| 1.4.1 有机磷农药对藻类生长的影响 |
| 1.4.2 有机磷农药对藻类光合作用的影响 |
| 1.4.3 有机磷农药对藻类抗氧化酶活性的影响 |
| 1.4.4 有机磷对藻类代谢的影响 |
| 1.5 藻类代谢组学的研究进展 |
| 1.6 研究的目的及意义 |
| 第2章 有机磷农药对谷皮菱形藻生长的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要仪器与试剂 |
| 2.2.2 实验藻种培养 |
| 2.2.3 急性毒性实验设置 |
| 2.2.4 细胞密度的测定 |
| 2.2.5 数据分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 乙酰甲胺磷对谷皮菱形藻生长的影响 |
| 2.3.2 敌百虫对谷皮菱形藻生长的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 有机磷农药对谷皮菱形藻形态的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要仪器及试剂 |
| 3.2.2 实验设置 |
| 3.2.3 标本保存及处理 |
| 3.2.4 标本的封片制作 |
| 3.2.5 扫描电子显微镜观察标本的准备 |
| 3.2.6 标本的观察与鉴定 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 光学显微镜下谷皮菱形藻的形态特征 |
| 3.3.2 扫描电镜下谷皮菱形藻的形态特征 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 有机磷农药对谷皮菱形藻生理生化的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 主要仪器及试剂 |
| 4.2.2 实验设置 |
| 4.2.3 叶绿素a含量的测定 |
| 4.2.4 丙二醛(MDA)含量的测定 |
| 4.2.5 胞外多糖(EPS)含量的测定 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 两种有机磷农药对谷皮菱形藻叶绿素a含量的影响 |
| 4.3.2 两种有机磷农药对谷皮菱形藻丙二醛(MDA)含量的影响 |
| 4.3.3 两种有机磷农药对谷皮菱形藻胞外多糖(EPS)含量的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 有机磷农药对谷皮菱形藻抗氧化酶活性的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 主要仪器及试剂 |
| 5.2.2 浓度设置及培养条件 |
| 5.2.3 粗酶液的提取 |
| 5.2.4 超氧化物歧化酶(SOD)测定 |
| 5.2.5 过氧化氢酶(CAT)测定 |
| 5.2.6 过氧化物酶(POD)酶活性的测定 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 两种有机磷农药对谷皮菱形藻超氧化物歧化酶(SOD)活性影响 |
| 5.3.2 两种有机磷农药对谷皮菱形藻过氧化氢酶(CAT)活性的影响 |
| 5.3.3 两种有机磷农药对谷皮菱形藻过氧化物酶(POD)活性的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 有机磷农药对谷皮菱形藻代谢的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 主要仪器及试剂 |
| 6.2.2 浓度设置及材料培养 |
| 6.2.3 代谢组分的测定 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 数据评估 |
| 6.3.2 OPLS-DA模型分析 |
| 6.3.3 差异代谢物的筛选 |
| 6.3.4 差异代谢物KEGG功能注释及富集分析 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 结论 |
| 7.1 两种农药对谷皮菱形藻生长的影响 |
| 7.2 两种农药对谷皮菱形藻形态的影响 |
| 7.3 两种农药对谷皮菱形藻常见生理指标的影响 |
| 7.4 两种农药对谷皮菱形藻抗氧化酶活性的影响 |
| 7.5 两种农药对谷皮菱形藻代谢的影响 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（2）莠去津等多种农药残留风险评估及莠去津在水/沉积物体系中降解研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略语表 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 农药的应用及归趋 |
| 1.1.1 农药在农业中的应用 |
| 1.1.2 农药在环境中的生态迁移及归趋 |
| 1.2 农药多残留及膳食摄入风险评估研究 |
| 1.3 莠去津农药的应用进展 |
| 1.3.1 莠去津的理化性质 |
| 1.3.2 莠去津农药的应用现状 |
| 1.3.3 莠去津农药污染现状 |
| 1.4 水土环境中农药及莠去津的转化与净化 |
| 1.5 莠去津等农药分析方法研究进展 |
| 1.5.1 精准方法 |
| 1.5.2 筛选方法 |
| 1.6 研究的背景意义、内容及技术路线 |
| 1.6.1 研究背景意义 |
| 1.6.2 研究目标 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 研究技术路线图 |
| 2 莠去津在玉米中的风险评估研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 仪器和试剂 |
| 2.2.2 田间试验设计 |
| 2.2.3 样品处理 |
| 2.2.4 色谱分析 |
| 2.2.5 方法的可靠性试验 |
| 2.2.6 降解曲线 |
| 2.2.7 风险评估方法 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 分析方法的建立 |
| 2.3.2 降解动态分析 |
| 2.3.3 玉米籽粒及土壤中莠去津的最终残留量 |
| 2.3.4 莠去津膳食摄入风险评估 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 3 莠去津等农药在番茄中的残留评估及生态迁移 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 供试农药 |
| 3.2.2 仪器与设备 |
| 3.2.3 方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 前处理及质谱条件的优化 |
| 3.3.2 农药多残留的取样及检测 |
| 3.3.3 番茄中检出农药情况 |
| 3.3.4 番茄对应土壤中检出农药情况 |
| 3.3.5 番茄及对应土壤中农药情况分析 |
| 3.3.6 农药风险排序 |
| 3.3.7 番茄中检出农药有MRL值的风险大小 |
| 3.3.8 检出农药的风险评估 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 莠去津在番茄和土壤中的迁移 |
| 3.4.2 番茄及土壤中农药多残留 |
| 3.5 小结 |
| 3.5.1 莠去津在土壤中残留及生态迁移情况 |
| 3.5.2 其他农药污染情况分析 |
| 4 菹草和穗花狐尾藻对莠去津降解作用研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 仪器设备 |
| 4.2.3 试验设计方案 |
| 4.2.4 样品制备及测定 |
| 4.2.5 仪器条件 |
| 4.2.8 标准曲线和检出限 |
| 4.2.9 数据处理方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 质谱条件的优化 |
| 4.3.2 方法可靠性 |
| 4.3.3 上覆水中添加莠去津后莠去津的残留变化 |
| 4.3.4 沉积物经莠去津处理后莠去津的残留变化 |
| 4.3.5 上覆水或沉积物中添加莠去津沉水植物中莠去津的变化 |
| 4.3.6 上覆水或沉积物中添加莠去津菹草和穗花狐尾藻中莠去津代谢物的变化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附表1 2015年6月的气象数据 |
| 附表2 2015年7月期间的气象数据 |
| 附表3 2015年8月期间的气象数据 |
| 附表4 2015年9月的气象数据 |
| 附表5 2015年10月期间的气象数据 |
| 附图 1 莠去津标准谱图(0.05mg/m L) |
| 附图 2 玉米籽粒莠去津谱图(添加莠去津 0.05 mg/m L) |
| 附图 3 玉米籽粒空白 |
| 附图 4 玉米植株莠去津谱图(莠去津添加 0.1 mg/m L) |
| 附图 5 玉米植株空白 |
| 附图 6 土壤莠去津谱图(添加莠去津 0.05 mg/m L) |
| 附图 7 土壤空白 |
| 附图 8 所测液质混标谱图 |
| 附图 9 所测气质混标谱图 |
| 博士在读期间取得的学术成果 |
| 致谢 |
| 基金 |
（3）沙颍河流域水环境优控污染物筛选及潜在生态风险评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1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 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国外优控污染物筛选研究进展 |
| 1.2.2 国内优控污染物筛选研究进展 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第2章 沙颍河流域水环境污染物时空分布特征 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品的采集与保存 |
| 2.2.2 样品前处理 |
| 2.2.3 检测方法与主要仪器 |
| 2.2.4 质量保证与质量控制 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 半挥发性有机物时空分布特征 |
| 2.3.2 挥发性有机物时空分布特征 |
| 2.3.3 抗生素时空分布特征 |
| 2.3.4 重金属时空分布特征 |
| 2.4 本章结论 |
| 第3章 沙颍河流域优先控制污染物筛选 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 优控污染物综合评价方法 |
| 3.2.2 综合得分计算方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 毒性效应得分 |
| 3.3.2 环境暴露得分 |
| 3.3.3 生态效应得分 |
| 3.3.4 综合得分排序 |
| 3.3.5 沙颍河流域水环境优控污染物总清单 |
| 3.3.6 与国内外主要清单对比研究 |
| 3.4 本章结论 |
| 第4章 部分优控污染物的环境风险评估研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 重金属风险评估方法 |
| 4.2.2 多环芳烃风险评估方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 沙颍河流域水环境中优控重金属的风险评估 |
| 4.3.2 沙颍河流域水环境中优控多环芳烃的风险评估 |
| 4.4 本章结论 |
| 第5章 结论 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究特色与创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历及攻读硕士学位期间的主要科研成果 |
| 致谢 |
（4）河口水中溶解性有机质和卤素离子对典型有机微污染物光降解的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 研究内容 |
| 1.3 技术路线 |
| 第二章 文献综述 |
| 2.1 河口水中有机微污染物的来源和水平 |
| 2.1.1 河口生态系统 |
| 2.1.2 有机微污染物的来源和赋存 |
| 2.1.3 河口水中有机微污染物的污染现状 |
| 2.1.4 有机微污染物对水生生态和人体健康的潜在风险 |
| 2.2 环境光化学的基本原理和研究方法 |
| 2.2.1 环境光化学基本原理 |
| 2.2.2 环境光化学的研究方法 |
| 2.3 水环境中溶解性物质影响有机微污染物光化学转化研究进展 |
| 2.3.1 DOM对有机微污染物光化学转化的影响 |
| 2.3.2 其他溶解性组分对有机微污染物光化学转化的影响 |
| 第三章 河口水中磺胺抗生素的光解动力学 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验药品 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.2.3 河口水样的采集与分析 |
| 3.2.4 光解实验 |
| 3.2.5 分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 磺胺嘧啶在河口水中的光解动力学 |
| 3.3.2 河口水中溶解性组分对磺胺嘧啶光解的影响 |
| 3.3.3 ~3DOM*介导的HRS生成机理 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 河口水中双酚A与磺胺二甲基嘧啶的光解动力学及其异同 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验药品 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 河口水样的采集与分析 |
| 4.2.4 光解实验 |
| 4.2.5 分析方法 |
| 4.2.6 有机微污染物与HRS和~3DOM*反应二级速率常数计算 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同体系中有机微污染物的光解动力学 |
| 4.3.2 溶解性组分对有机微污染物光解的影响 |
| 4.3.3 双酚A和磺胺二甲嘧啶与HRS或~3DOM*的反应活性 |
| 4.3.4 河口水中双酚A和磺胺二甲基嘧啶的光解机理 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 在读期间的学术成果和获奖情况 |
（5）我国主要流域新烟碱类农药时空分布、来源及生态风险（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 新烟碱类农药概述 |
| 1.1.1 新烟碱类农药的物化性质 |
| 1.1.2 新烟碱类农药的环境归趋 |
| 1.1.3 新烟碱类农药的作用机制及危害 |
| 1.1.4 新烟碱类农药在水体中的残留 |
| 1.2 新烟碱类农药的色谱分析现状 |
| 1.3 新烟碱类农药的生态风险 |
| 1.4 污染物在空间上的迁移情况 |
| 1.5 研究目的与内容 |
| 第二章 实验部分 |
| 2.1 实验材料与设备 |
| 2.1.1 实验药品 |
| 2.1.2 实验仪器和设备 |
| 2.1.3 实验选择的目标化合物 |
| 2.1.4 新烟碱类农药标准品的保存 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.2.1 长江流域地表水样品的采集 |
| 2.2.2 我国东部河口河流地表水样品的采集 |
| 2.3 长江和河口河流水样的预处理 |
| 2.4 样品仪器分析、质量保证和质量控制 |
| 2.5 河流中新烟碱类农药通量的估算 |
| 2.6 物种敏感度分布曲线法(SSD) |
| 2.7 数据分析 |
| 第三章 长江流域9种新烟碱类农药残留浓度、空间分布和来源分析 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 新烟碱类农药的残留情况 |
| 3.2.2 河流新烟碱类农药的通量 |
| 3.3 讨论部分 |
| 3.3.1 新烟碱类农药的时空分布 |
| 3.3.2 新烟碱类农药的非点源排放特征 |
| 3.3.3 入海新烟碱类农药的来源解析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 中国东部沿海河流新烟碱类农药残留浓度的空间分布及生态风险 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验结果与讨论 |
| 4.2.1 新烟碱类农药残留浓度水平 |
| 4.2.2 9种新烟碱类农药浓度的相对贡献 |
| 4.2.3 新烟碱类农药对水生动物的生态风险 |
| 4.2.4 新烟碱类农药入海负荷量 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 1 作者简历 |
| 2 攻读硕士学位期间发表的学术论文 |
| 学位论文数据集 |
| 附录 1 |
（6）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 |
（7）句容小流域污染物分布特征及其风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 持久性有机污染物研究进展 |
| 1.2.2 水环境中重金属研究现状 |
| 1.2.3 源解析与生态风险评价方法研究进展 |
| 1.3 研究内容、研究目标与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究目标 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 研究区域与研究方法 |
| 2.1 句容小流域概况 |
| 2.1.1 自然地理特征 |
| 2.1.2 气候和水文特征 |
| 2.1.3 人口、社会和经济概况 |
| 2.1.4 土地利用/覆被变化分析 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.3 样品测试与分析 |
| 2.3.1 水质指标测定 |
| 2.3.2 沉积物粒度分析 |
| 2.3.3 沉积物总氮和总磷含量测定 |
| 2.3.4 多环芳烃含量测定 |
| 2.3.5 重金属元素测定 |
| 2.4 数据统计处理与误差分析 |
| 2.5 研究工作量 |
| 第3章 小流域水环境营养盐空间变化特征 |
| 3.1 水中TN、NO_3~--N、NH_4~+-N和TP浓度分布特征 |
| 3.2 泥-水界面有机质分布特征 |
| 3.3 沉积物中TN浓度随深度的变化 |
| 3.4 元素分析 |
| 3.5 句容农业小流域水环境质量评价与影响因素分析 |
| 3.5.1 水环境质量评价 |
| 3.5.2 影响因素分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第4章 小流域沉积物中持久性有机污染物与重金属分布研究 |
| 4.1 小流域地形和土地利用方式变化 |
| 4.2 沉积剖面粒度分布 |
| 4.3 扫描电镜结构分析 |
| 4.4 重金属垂直分布特征及其影响因素 |
| 4.4.1 重金属分布特征 |
| 4.4.2 影响因素分析 |
| 4.5 多环芳烃含量与剖面分布 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 句容农业小流域污染源解析及其风险评价 |
| 5.1 小流域多环芳烃源解析与污染评价 |
| 5.1.1 多环芳烃源解析 |
| 5.1.2 单体多环芳烃的生态风险评价 |
| 5.1.3 多环芳烃的毒性评估 |
| 5.2 沉积物有机氮污染评价 |
| 5.3 重金属污染评价 |
| 5.3.1 富集指数法评价 |
| 5.3.2 地累积指数法评价 |
| 5.4 流域生态风险评价 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 可能的创新点 |
| 6.3 不足与研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（8）河口中有机磷农药的环境行为及其影响评价（论文提纲范文）
| 1 河口水体有机磷农药的环境行为 |
| 2 河口水体中有机磷农药风险影响评价 |
| 2.1 研究对象 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 有机磷农药分布规律 |
| 2.5 风险评价结果 |
| 3 河口水体中有机磷农药风险的控制措施 |
| 3.1 加大对水体的修复 |
| 3.2 做好有机磷农药使用宣传工作 |
| 4 结束语 |
（9）“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 |
（10）典型河口水库痕量有机污染物赋存特征及其迁移转化模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 前言 |
| 1.2 水中常见痕量有机污染物 |
| 1.2.1 农药的定义和分类 |
| 1.2.2 新兴有机污染物定义与常见分类 |
| 1.2.3 水中痕量有机污染物的来源 |
| 1.3 地表水中赋存情况及影响因素 |
| 1.3.1 国外不同区域代表性污染物的赋存差异及其影响因素 |
| 1.3.2 国内不同区域代表性污染物的赋存差异及其影响因素 |
| 1.4 有机污染物对水生生态和人体健康产生的潜在风险 |
| 1.4.1 对水生生态产生的潜在风险 |
| 1.4.2 对人体健康产生的潜在风险 |
| 1.5 水中有机污染物迁移转化的模拟研究 |
| 1.5.1 有机污染物在水中的迁移转化 |
| 1.5.2 水动力与水质耦合模型原理 |
| 1.5.3 常用的水动力与水质耦合模型软件 |
| 1.6 本课题的研究背景与目的、研究内容和技术路线 |
| 1.6.1 研究背景与目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 特征痕量有机物在长江河口水源地中的赋存状况 |
| 2.1 样品采集与分析方法 |
| 2.1.1 样品采集 |
| 2.2 分析方法 |
| 2.2.1 实验药品与仪器 |
| 2.3.2 实验分析方法 |
| 2.3 青草沙水库表层水中痕量有机污染物赋存情况 |
| 2.3.1 PPCPs和农药的赋存情况 |
| 2.3.2 PPCPs季节变化 |
| 2.3.3 农药季节变化 |
| 2.4 青草沙水库中表层沉积物中痕量有机污染物赋存情况 |
| 2.4.1 表层沉积物中污染物赋存情况 |
| 2.4.2 表层沉积物中污染物的短期时间变化规律 |
| 2.5 青草沙和Marina水库中污染物赋存异同分析 |
| 2.5.1 两个水库附近的流域土地利用情况 |
| 2.5.2.两个水库中污染物的赋存异同分析 |
| 2.5.3.两个水库水相中PPCPs赋存异同分析 |
| 2.5.4 两个水库沉积中 PPCPs 赋存异同分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 水质变化和经济活动对污染物赋存的影响 |
| 3.1 污染物在河口赋存受到环境相关水质的影响 |
| 3.1.1 长江河口环境相关水质指标概况分析 |
| 3.1.2 环境相关水质指标对长江河口中污染物的影响 |
| 3.1.3 环境相关水质指标对Marina Bay中污染物的影响 |
| 3.2 污染物在河口赋存受到污染负荷水质的影响 |
| 3.2.1 污染负荷水质指标概况分析 |
| 3.2.2 污染负荷水质指标对长江河口中污染物的影响 |
| 3.2.3 污染负荷水质指标对Marina Bay中污染物的影响 |
| 3.3 污染物在河口赋存受到的经济活动的影响 |
| 3.3.1 附近流域经济活动指标概况分析 |
| 3.3.2 经济活动指标对长江河口中污染物的影响 |
| 3.3.3 经济活动指标建立预测模型的可能性分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 污染物的水生环境风险和人体健康风险评价 |
| 4.1 污染物在水源地中的生态风险评价 |
| 4.1.1 污染物PNEC的设定方法 |
| 4.1.2 水中污染物的生态风险评价方法 |
| 4.1.3 污染物对水生生态风险程度 |
| 4.2 污染物在饮用水中的人体健康风险评价 |
| 4.2.1 目标污染物在以青草沙水库为源的饮用水中的赋存情况 |
| 4.2.2 水中污染物的人体健康风险评价方法 |
| 4.2.3 污染物在饮用水中的人体健康风险程度 |
| 4.3 污染物对生态和人体健康产生风险的差异 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 青草沙水库3D水动力模型 |
| 5.1 水动力模型的构建 |
| 5.1.1 青草沙3D水动力模型原理 |
| 5.1.2 边界条件 |
| 5.1.3 初始条件 |
| 5.1.4 模型区域地形及网格设定 |
| 5.1.5 计算方法 |
| 5.2 水动力模型的校准与验证 |
| 5.2.1 模拟结果评价指数 |
| 5.2.2 模型校准与验证结果 |
| 5.3 青草沙水库水动力变化特征 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 污染物3D水动力和水质耦合模型 |
| 6.1 污染物3D水动力和水质耦合模型构建 |
| 6.1.1 污染物3D水动力和水质耦合模型概况 |
| 6.1.2 水动力模型水质模型耦合过程 |
| 6.1.3 水质模型建立过程 |
| 6.1.4 边界条件 |
| 6.2 污染物3D水动力和水质耦合模型校准 |
| 6.2.1 模拟结果评价指数 |
| 6.2.2 污染物3D水动力和水质耦合模型校准结果 |
| 6.2.3 污染物3D水动力和水质耦合模型不确定分析 |
| 6.3 水源地中污染物迁移转化 |
| 6.3.1 水源地污染物迁移转化分析 |
| 6.3.2 青草沙水库与Marina水库双酚A模拟比较 |
| 6.3.3 阿特拉津不同情境模拟研究 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 主要的创新点 |
| 7.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间已发表或录用的论文 |
四、河口水体中有机磷农药的环境行为及其风险影响评价（论文参考文献）
- [1]两种农药对谷皮菱形藻（Nitzschia palea）毒理效应及代谢影响的研究[D]. 王宇航. 哈尔滨师范大学, 2021(08)
- [2]莠去津等多种农药残留风险评估及莠去津在水/沉积物体系中降解研究[D]. 李慧冬. 华中农业大学, 2020
- [3]沙颍河流域水环境优控污染物筛选及潜在生态风险评价研究[D]. 杜士林. 桂林理工大学, 2020(01)
- [4]河口水中溶解性有机质和卤素离子对典型有机微污染物光降解的影响[D]. 房岐. 昆明理工大学, 2020(05)
- [5]我国主要流域新烟碱类农药时空分布、来源及生态风险[D]. 臧路. 浙江工业大学, 2019(03)
- [6]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)
- [7]句容小流域污染物分布特征及其风险评价[D]. 邱雨. 南京师范大学, 2019(02)
- [8]河口中有机磷农药的环境行为及其影响评价[J]. 李明宇,郭秀丽. 居舍, 2018(32)
- [9]“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)
- [10]典型河口水库痕量有机污染物赋存特征及其迁移转化模拟研究[D]. 徐聪. 上海交通大学, 2018(01)