一、滴滴涕的污染问题（论文文献综述）
孙丽娜,吕良禾,张鸿龄[1]（2016）在《滴滴涕污染土壤的生物修复技术》文中提出依据国内外近10年来有关滴滴涕（DDT）污染土壤生物修复研究的成果,综述了被滴滴涕污染土壤的物理、化学、生物降解途径、机理及其优缺点,并从植物、微生物修复角度,进一步阐述了植物与微生物联合作用促进污染土壤中DDT降解的途径、机理及其应用,并讨论了植物-微生物联合修复今后的研究重点.
孟越[2]（2019）在《滴滴涕污染土壤的类Fenton修复研究》文中认为近年来,随着我国环保政策的实施,导致大批农药生产企业关闭和搬迁,从而出现了大量含有持久性有机污染物的污染场地。这些污染场地具有浓度高、毒性大、生物富集性强和高残留性等特点,因此探究既高效快速又环境安全地修复这些遗留污染场地的土壤技术具有重要研究意义和实用价值。本文以滴滴涕为有机氯污染物的典型代表,建立了一种以零价铁（ZVI）、乙二胺四乙酸二钠（EDTA）和空气（Air）组成的环境友好的类Fenton体系,考察了三种不同零价铁粉对滴滴涕的去除效果,系统研究了此体系对滴滴涕污染的去除效果、修复速率以及修复机制。为了进行ZEA类Fenton体系的构建,又因相较于土壤而言,水体环境成分简单,易于分析,因此首先在水体中进行了EDTA/Air、ZVI/EDTA、ZVI/Air和ZVI/EDTA/Air四种体系的对照实验和三种零价铁材料降解滴滴涕的实验,并在此基础上建立了基于三种不同零价铁粉的ZEA体系,研究了反应时间、零价铁添加量、EDTA浓度、滴滴涕初始浓度、温度等因素对土壤中滴滴涕去除效果的影响,并采用扫描电镜和XRD分析零价铁的结构和表面形貌,探讨了反应机理和影响机制。主要结论如下:（1）在ZEA类Fenton体系构建的过程中,实验结果表明,此体系对滴滴涕具有去除效果,随着反应时间增加,去除率不断升高,但去除速率逐渐降低。四种体系对滴滴涕的去除率:ZVI/EDTA/Air?ZVI/Air?ZVI/EDTA?EDTA/Air,另外三种零价铁粉对滴滴涕的去除率:非晶态零价铁?纳米零价铁?零价铁。（2）在基于零价铁粉的ZEA体系修复滴滴涕污染土壤的研究中,实验结果表明零价铁剂量、EDTA浓度和滴滴涕初始浓度等因素对体系的去除效果有至关重要的影响。本组实验最优化的反应条件为,污染物含量为187 mg/kg、EDTA摩尔浓度为0.4 mmol/L、铁粉投加量8g/L、曝空气速率1 L/min、固液比为1:8、室温（25℃）的条件下,去除效果最好,滴滴涕去除率达到最高为58.6%。同时反应速率常数Kobs也达到最大值,为0.105h-1。（3）在基于纳米零价铁的ZEA体系修复滴滴涕污染土壤研究中,随着铁粉的增加,去除率先升高后降低,最适宜的纳米零价铁粉投加量为8g/L;随着浓度的增加,去除率同样先增加后降低,EDTA的最优浓度为0.4mmol/L;随着初始浓度的增加,滴滴涕的去除率先随之升高后降低,当滴滴涕初始浓度为187mg/L时,去除效果最好,去除率达到最高为62.6%,Kobs达到0.121h-1。（4）在基于非晶态零价铁的ZEA体系修复滴滴涕污染土壤的研究中,随着铁粉的增加,去除率出现先不断升高后降低,反应速率常数先升高后降低,EDTA浓度和滴滴涕初始浓度的影响规律与铁粉添加量的类似,当非晶态零价铁粉投加量8g/L,EDTA浓度为0.4mmol/L,滴滴涕初始浓度为187mg/L时,降解率达到最高为79.1%,同时Kobs达到最大为0.192h-1。
刘丽艳[3]（2007）在《黑龙江流域（中国）土壤中六六六和滴滴涕污染研究》文中提出本研究选择在中国历史上使用量较大和目前仍在少量使用的有机氯农药六六六和滴滴涕作为目标物质,选择农业和工业相对发达、有机氯农药历史使用密度较高的黑龙江流域（中国）为研究对象,重点研究有机氯农药的污染情况,系统地研究流域内有机氯农药的使用、排放和残余及对生态环境的影响情况,在流域内布点采样,监测其残余现状,结合有机氯农药的使用和残余清单,研究黑龙江流域（中国）有机氯农药的来源和输送等环境行为。本研究采集了黑龙江流域（中国）土壤样品,分析了土壤中六六六和滴滴涕的浓度,建立了黑龙江流域（中国）土壤中有机氯农药六六六和滴滴涕的使用清单、排放清单和残留清单,并对六六六和滴滴涕在黑龙江流域（中国）土壤中的污染状况进行了预测和评估。通过资料分析和实验方法的对照,建立了土壤样品中有机氯农药六六六和滴滴涕浓度检测方法,对黑龙江流域（中国）采集的土壤样品中的六六六和滴滴涕浓度进行了分析。结果表明,黑龙江流域（中国）土壤中六六六浓度的平均值为1.057×10-3mg/kg ,浓度范围为0.0037×10-3mg/kg9.82×10-3mg/kg ,滴滴涕浓度的平均值为0.87×10-3mg/kg ,浓度范围为0×10-3mg/kg6.11×10-3mg/kg,均低于长江三角洲地区、广州地区和天津等地区土壤中六六六的浓度。在黑龙江流域近期内不存在六六六的使用,土壤中的六六六主要来自于历史残留或林丹的使用。B01点未检测到β-HCH和DDTs,说明在该地区未使用过六六六和滴滴涕。将黑龙江流域（中国）按照1/6°纬度×1/4°经度（12km×12km）的尺度进行网格化划分,以黑龙江流域（中国）内玉米、高粱、大豆、小麦、水稻等作物的种植面积作为替代数据,根据不同作物单位面积内六六六和滴滴涕的使用量计算各网格内不同种类作物种植所使用的六六六和滴滴涕的量,最终获得黑龙江流域（中国）六六六和滴滴涕网格化使用清单。使用清单的计算结果显示,自1952年至1984年黑龙江流域（中国）六六六的总使用量为108.9kt,自1951年至1984年滴滴涕的总使用量为4.9kt。由于黑龙江流域（中国）内的作物主要种植于松嫩平原和三江平原,农药的使用也主要集中于这些地区,因此在流域内黑龙江省六六六和滴滴涕的使用量最大,其次为吉林省,内蒙古自治区使用量最小。黑龙江流域（中国）六六六和滴滴涕的排放清单根据土壤中物质扩散模型和径流模型进行计算,以使用清单数据为原始数据,通过VB程序计算获得历年来使用六六六和滴滴涕引起的排放数据,加上计算年份当年排放的六六六和滴滴涕数据获得的六六六和滴滴涕总量即为计算年份的六六六和滴滴涕的排放数据。排放清单的计算结果显示,2005年黑龙江流域（中国）土壤中六六六和滴滴涕的排放量较刚刚停止六六六和滴滴涕使用的1985年下降了很多,且主要集中在三江平原和松嫩平原及其附近的主要区域内,除个别区域外,北部山区和东南部山区排放量几乎为零。根据流域内各网格内的计算数据,β-HCH的排放量与α-HCH排放量的比率相对于以前有所增加,在当地土壤中β-HCH的浓度高于α-HCH,且β-HCH的含量有所增长,说明在这段时间内流域内未出现六六六的新增污染源。根据流域内各网格内的计算数据,p,p’-DDE和p,p’-DDD排放量总和与p,p’-DDT的排放量的比率有所增加,在当地土壤中p,p’-DDE和p,p’-DDD的浓度有所增长,说明在这段时间流域内未出现滴滴涕的新增污染源。由于六六六和滴滴涕在土壤环境中的降解及向周围环境的挥发和排放,土壤中六六六和滴滴涕的含量明显降低,在北部山区和东南部山区六六六的残留仅存在于极个别地区,且浓度很低。流域内六六六和滴滴涕的残留主要集中在三江平原和松嫩平原及其周围的主要地区,嫩江流域和松花江沿江区域土壤中六六六和滴滴涕的残留仍较多,这与该地区农田的分布密度较大相符合。
孙盼盼[4]（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》文中提出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。
张桂斋[5]（2014）在《两类持久性有机污染物和重金属在南四湖食物链中的分布和生物积累》文中研究说明南四湖南四湖位于山东省西南部,是山东省最大的淡水湖,是南水北调工程的东线工程重要的输水通道和调蓄湖泊。南四湖有南阳湖、独山湖、昭阳湖和微山湖组成,被二级坝分成上级湖和下级湖,上级湖包括南阳湖、独山湖和部分昭阳湖,相对下级湖拥有较多的入湖河流。南水北调东线工程开通运行之后,南四湖水流方向发生改变,调水将从下级湖流入上级湖。因此南四湖的水质关系到整个东线工程水质状况,是影响南水北调东线水质的一个重要湖泊。近几年来,对南四湖水和表层沉积物中持久性有机物、重金属、营养盐N、P等做了大量研究工作。研究结果表明,南四湖水和表层沉积物都受到不同程度的污染,然而湖水和表层沉积物中污染物含量相对较低,南四湖污染状况处于低风险水平。但是这些研究主要是分别对南四湖沉积物和湖水的污染做了大量研究,系统对南四湖中水、沉积物、水生植物、水生动物的食物链中POPs和重金属的系列研究,还鲜见报道。南四湖作为我国北方最大的淡水湖,盛产各种鱼类、虾、螃蟹等水产品,并且有大量的水产养殖,这些水产品大量销售于国内外,也是当地居民喜爱的食物。因此,对南四湖水生食物链中展开持久性有机污染物和重金属的污染水平、生物积累和风险评价等系统研究工作,可为进一步评价该水体的污染及治理和生态系统健康预测提供参考数据,也可以为人类是否受到健康风险提供参考。研究内容主要包括以下几个方面：（1）分析研究南四湖食物链中有机氯农药、多环芳烃、重金属在空间分布概况；（2）对南四湖沉积物中有机氯农药、多环芳烃、重金属污染来源进行分析,判断污染物的主要污染来源；（3）分析研究南四湖食物链中有机氯农药、多环芳烃、重金属在南四湖水生食物链中的积累以及水生生物中污染物的积累和它们所处营养级之间的关系；（4）分析有机氯农药、多环芳烃、重金属在南四湖水、沉积物、水生动物的风险评价,是否对人类身体健康存在危害。运用带电子俘获检测器的气相色谱仪（GC-ECD）分析了南四湖水、表层沉积物、水生植物和动物（鱼和虾）中12种有机氯农药（OCPs）含量。经分析,水、表层沉积物、水生植物和动物中总的有机氯农药的浓度分别为：65.31-100.31ng/L、2.9-6.91ng/g,1.29-6.42ng/g.7.57-17.22ng/g。在南四湖食物链中,有机氯化合物的组成除了六六六和滴滴涕是主要的有机氯化合物外,七氯化合物也是主要的有机氯污染物。表层沉积物样品中六六六和滴滴涕的来源分析结果表明,南四湖表层沉积物中近期没有新的污染物来源,六六六的污染主要由于使用林丹造成的。运用生物积累因子（BASF）来表示水生生物中疏水性有机化合物在水生态系统中的积累状况。BASF定义为生物中脂肪含量标化后的有机化合物的浓度含量和有机碳标化后的沉积物中有机化合物的浓度含量的比值。菹草是南四湖主要的水生植物在所有采样点都有分布,因此,选择菹草（Potamogeton crispus Linn）、鱼和青虾（Macrobrachium nipponense）为代表性的水生生物来研究水生生物中有机氯化合物的生物积累。水生生物中有机氯化合物的生物积累的研究结果表明,滴滴涕和七氯化合物生物积累较高,其次是六六六和艾氏剂类化合物；鱼对有机氯化合物的生物积累能力明显高于水生植物和虾的生物积累能力。水生植物相对于鱼和虾处于较低的营养级水平,这表明有机氯农药在食物链中存在生物积累。在鱼样品中,乌鳢（Channa argus）的有机氯生物表层沉积物积累因子的值最高,其次是鲫鱼（Carassius auratus）和鲤鱼（Cyprinus caspio）,这可能和鱼的生活习性和饮食习惯有关。乌鳢属于肉食性动物主要食用软体动物、虾、小的鱼类,偶尔食用水生植物。鲫鱼和鲤鱼食鱼杂食性动物,因此,从食性判断,乌鳢相对于鲫鱼和鲤鱼属于较高营养级水平。这一结果也表明,有机氯农药在食物链中存在生物积累。对南四湖水、沉积物、水生生物中有机氯的含量进行生态风险评价。南四湖水样中六六六和滴滴涕的平均浓度分别为：22.15ng/L和18.23ng/L,远低于GB3838-2002规定的地表水中六六六和滴滴涕的浓度,国标GB3838-2002中规定地表水中六六六和滴滴涕的浓度要低于5000和1000ng/L。这一结果表明南四湖的水环境是安全的。本研究中采用两种评价方法对沉积物中有机氯含量进行风险评价,一个是潜在生态风险的效应区间低值（ERL）和效应区间中值（ERM）；另一个是门槛影响值（TEL）和可能影响值（PEL）。评价结果表明最有可能对水生生物产生不利影响的有机氯化合物是环氧七氯,在所有采样点中有86%采样点的环氧七氯浓度高于TEL值,有14%采样点的环氧七氯浓度高于PEL值。南四湖表层沉积物环境处在较低的风险水平,但是要注意环氧七氯的对环境的影响。对南四湖生物中有机氯的风险评价是通过计算容许日摄取量和风险商的值来完成的。评价结果显示：HCHs的HR值大于1,表明日常食用南四湖鱼类,存在潜在致癌风险的概率大于百万分之一。依据南四湖水、表层沉积物和鱼肉中有机氯的风险评价结果可知,六六六和环氧七氯对人类健康的风险影响高于滴滴涕和狄氏剂类化合物。运用气相色谱-质谱联用测定了南四湖水、沉积物、水生生物中的多环芳烃。南四湖水、沉积物、水生植物和动物中多环芳烃的总含量分别为：27.54-55.04ng/L,80.31-639.23ng/g干重,20.92-192.78ng/g干重,和67.3-533.9ng/g干重。运用菲与蒽（Ph/An）、荧蒽与芘（Flu/Pyr）、低分子量（2-3环）多环芳烃与高分子量（4-6环）多环芳烃的含量比值（LMW/HMW）来判断南四湖沉积物中多环芳烃的可能来源。比值分析结果表明南四湖大多数采样点主要是化石燃料的不完全燃烧和石油源的混合污染。在南四湖水、沉积物和水生植物样品中多环芳烃的组成相似,都以2-3环多环芳烃化合物为主,而在沉积物中多环芳烃主要以4-6环多环芳烃化合物为主。在沉积物和水生植物中多环芳烃含量存在正相关关系,但是它们的多环芳烃的组成不同,这意味着水生植物从沉积物中吸收多环芳烃是有选择性的,多环芳烃化合物在水生植物中的积累是不同的。水生植物和鱼中的多环芳烃存在正相关关系,这一结论说明鱼中的多环芳烃主要是从水生植物中获取的,而不是主要直接从水中获得的。运用生物积累因子（BASF）来表示多环芳烃化合物在水生生态系统中的积累。在水生生物中低分子量的多环芳烃的生物积累因子要比高分子量的多环芳烃高,这说明低分子量的多环芳烃化合物在水生植物、鱼和虾中更容易被积累。在水生植物中光叶眼子菜（Potamogeton lucens Linn）和金鱼藻（Ceratophyllum demersum Linn）的总的多环芳烃化合物的生物积累因子高于大部分动物的生物积累因子；在南四湖鱼和虾中多环芳烃化合物的生物积累因子从高到低的顺序是：鲤鱼>青虾>鲫鱼>乌鳢,乌鳢属于食肉性动物,鲫鱼和鲤鱼是杂食性动物,因此,从食性判断乌鳢相对于鲫鱼、鲤鱼和虾处于较高营养级水平,但是在本研究结果中乌鳢的生物积累因子却是最低的,虾的生物积累因子仅低于鲤鱼,以上结论表明,在南四湖动物中多环芳烃化合物并没有沿着食物链由低到高进行积累。南四湖水、沉积物、动物中多环芳烃化合物的风险评价结果表明,南四湖水环境目前是安全的,但是值得注意的是,BaA, BaP, InP, DBA和BghiP在所有采样点中沉积物、水生植物和动物样品中都有检出,它们对南四湖生物存在着潜在致癌性。运用电感耦合等离子体-原子发射光谱法测定了南四湖水、沉积物、水生植物和动物中重金属砷、镉、铬、铜、铁、锰、镍、铅和锌的含量。水中检出的重金属含量都很低,而沉积物中重金属的含量相对水中重金属的含量较高,这说明南四湖水体中存在低含量、持续的重金属的输入。水生植物中铬和铁的含量超出其相应的毒性含量值。在水、沉积物、水生植物和动物中重金属含量相关性很低。因子分析和水、沉积物、水生植物和动物中不同重金属间相互关系分析结果表明：除了砷之外,其他大多数重金属间有相似的污染来源,同时也说明南四湖中砷的污染来源和其他重金属的污染来源不同。不同采样点上级湖和下级湖中重金属含量比较结果表明,上级湖中重金属的污染要比下级湖中重金属污染严重。南四湖丰富的煤炭资源是导致重金属污染的一个重要原因。生物积累因子分析结果表明,水生生物中砷和锌的积累和食物链营养级之间存在正向关系,除砷和锌之外的其他重金属并没有沿着食物链进行生物富集。南四湖水、沉积物、水生植物和动物中重金属的生态风险评价结果表明,南四湖水环境目前是安全的,但是要注意砷和锌的摄入。
赵玲,滕应,骆永明[6]（2018）在《我国有机氯农药场地污染现状与修复技术研究进展》文中认为有机氯农药是一类毒性大、残留期长,较难处理的一类化学品。有机氯农药生产企业搬迁遗留的污染场地是我国城市发展进程中面临的新环境问题。本文分析了我国有机氯农药污染场地中主要污染物种类及其残留特征,介绍了欧美发达国家应用于此类污染场地的修复技术,着重评述了我国有机氯农药污染场地的修复技术研发与应用情况,并就今后该类场地修复发展提出建议。
赵中华[7]（2018）在《含氯有机污染土壤热脱附及联合处置研究》文中研究表明近年来,土壤污染问题日益突出,土壤中有机污染物正受到广泛的关注。热脱附技术可有效处置含石油烃、杀虫剂、PCBs等挥发性半挥发性有机污染土壤,但是该技术修复成本较高、脱附过程易产生二次污染等壁垒限制了其大规模的应用。特别是含氯有机污染物的处理过程中会产生二恶英,本文以氯苯、滴滴涕、PCBs等典型有机污染土壤为研究对象,对热脱附过程中污染物脱附特性进行了基础研究;并探索了其在热脱附过程中的二恶英生成特性及关键影响因素温度、时间、土壤性质等的作用;引入三种阻滞剂,研究其对PCBs污染土壤热脱附过程中二恶英的抑制效果;提出了机械化学法+热脱附技术联合处置PCBs污染土壤,验证了其可行性并进行了经济性评价。本文得出结论主要如下:加热温度和停留时间是有机污染土壤热脱附过程中最关键影响因素,即使加热温度小于目标污染物的沸点,目标污染物已经开始发生脱附,如果污染土壤在加热区的停留时间足够长,也可以得到比较好的修复效果。本研究中HCBz在400℃下处理40min,或者500℃时加热20min,脱附效率可达100%。而滴滴涕的较佳脱附温度时间组合为300℃时40min和400℃时10min。对于分子量更高的PCBs来说,500℃以上的加热温度和60 min以上的停留时间组合才能实现PCBs最佳的脱附效率。污染土壤热修复过程中,也会伴随着有机物分子的降解反应。热脱附过程HCBz的脱附行为可用一级动力学方程进行拟合,且HCBz的脱附速率随着温度的增加而增加。PCBs、氯苯、滴滴涕三种典型有机污染土壤热脱附过程中都检测到二恶英的生成,本研究中最佳条件下转化能力大小依次为PCBs>HCBz>p,p’-DDT>1,2-DiCBz,不同污染物生成二恶英特性略有差异。PCBs污染土壤热处理过程中生成二恶英主要为PCDFs,其中300℃时生成最大,PCDDs和PCDFs气固相总量分别为8600和61500pg/g,主要以低氯代PCDDs和PCDFs为主。受温度影响生成的二恶英几乎全部存在于固相中,PCDD/Fs气固相G/S值仅为0.04,400℃时也只有0.52。对于氯苯污染土壤,1,2-DiCBz和HCBz生成二恶英也有不同。1,2-DiCBz生成PCDD/Fs最佳温度为250℃,以PCDFs为主,且主要分布在气相中,进一步升高温度可促进1,2-DiCBz及PCDD/Fs的脱氯降解。PCDDs各同系物中,OCDD 一直占主导地位,而TeCDFs是生成PCDFs的主要贡献者。与1,2-DiCBz相比,HCBz由于氯代水平更高也更容易生成PCDD/Fs,主要存在于固相中,PCDDs和PCDFs各同系物中分别以OCDD和OCDF为主。p,p’-DDT生成PCDD/Fs的反应中,9,7或者1,7位置C-C键断裂产生氯苯基,之后生成PCBs,最后转化为PCDD/Fs是其主要的生成途径。PCDD/Fs主要以PCDFs为主,且大部分分布在固相中,各同系物中,低氯代PCDDs和PCDFs占据主导地位。PCDD/Fs的生成量与脱附实验前添加到土壤中的PCBs浓度呈明显的正相关关系,进一步说明脱附过程中生成的PCDD/Fs来源于p,p’-DDT。通过添加抑制剂（CaO、CO（NH2）2和（NH4）2SO4）,气固相中二恶英的含量都出现了明显的下降。三种阻滞剂中,CaO和CO（NH2）2的抑制效果明显优于（NH4）2SO4,其中CaO的阻滞效果最好,当添加量为1%时,对PCDD/Fs的阻滞效率可达95.6%,随着阻滞剂添加量的增加抑制效果进一步提高。（NH4）2S04同时含有硫基和氮基两种抑制元素,抑制效率却最低主要是因为（NH4）2S04作为阻滞剂的主要作用机理是和二恶英催化剂反应降低其催化活性,从而阻滞二恶英的生成。机械化学法+热脱附技术联合处置方法,充分发挥了两种修复技术的优点,PCBs去除效果十分显着。球磨初始阶段,PCBs降解效率增加十分迅速。球磨仅1小时,土壤中PCBs浓度由原始土壤中的505 μg/g减少到215 μg/g,PCBs降解效率达到57.4%。Si02作为辅助添加剂,能够一定程度上改善研磨条件,促进机械化学反应进行。球磨时间、脱附时间、脱附温度的增加对联合处置PCBs总的去除效率都有促进作用。CaO的加入不仅促进PCBs的降解,也与土壤中的水分进行反应,生成Ca（OH）2。水分的减少有助于土壤颗粒的升温,而CaO以及生成的Ca（OH）2在热脱附过程中均能够实现PCBs有效的脱氯和降解;研磨过程中,大颗粒土壤通过研磨破碎成小颗粒土壤,相同条件下受热更快,有着更大的脱附效率;机械化学法作用于污染物的降解机理主要是分子分解,生成小分子产物,相比于大分子物质更容易发生脱附。从每吨污染土壤处理能耗方面比较,可以发现机械化学法+热脱附联合处置技术较单独机械化学法或者热脱附技术处置PCBs污染土壤更能进一步节约能耗。
吴鹏[8]（2014）在《机械化学法处理高浓度滴滴涕污染土壤的初步研究》文中进行了进一步梳理滴滴涕（DDT）是首批受控的POPs（PersistentOrganicPollutants，POPs）有机氯农药之一，在世界范围内曾有广泛的生产和使用。1983年我国停止生产使用DDT后，在厂址的搬迁和改造过程中产生了大量污染场地和化学品亟待处理。因传统的焚烧技术易产生二恶英类等毒性更大的二次污染物，使得POPs非焚烧处理技术成为研发热点。机械化学处置方法作为一种具有应用潜力的非焚烧处置技术受到国际的广泛关注。然而，我国对此技术的研究起步较晚，研究多针对纯化学品或飞灰等固废，对POPs污染土壤的研究较少。基于此，本论文利用四通道色谱分离仪优化土壤DDT检测前处理方法；以某农药退役场地高浓度DDT污染土壤为对象进行机械化学球磨处理，筛选可高效降解土壤DDT的球磨试剂；初步探究球磨参数对土壤DDT球磨降解的影响，优化机械化学反应工艺参数，为后续机理研究和设备放大奠定基础。本文的主要结论如下：（1）DDT前处理方法回收率为83.52%-90.30%，方法检出限为2.0ng·g-1-5.4ng·g-1。方法操作流程为：以正己烷/丙酮（V:V=1:1）混合溶剂超声提取土样3次，每次20mL，提取液于四通道色谱分离仪内经新型混合层析柱填料净化，二氯甲烷/正己烷（V:V=1:1）混合溶剂洗脱定容后，采用气相色谱仪（GC-ECD）检测。（2）通过球磨试剂筛选试验发现氧化钙、氧化钙+硫、铁粉+镍粉、铁粉+锌粉为潜在的高效球磨试剂，其中铁锌双金属对土壤DDTs的降解效果最佳。在500rpm，球料比为28:1，物料比为1:2的条件下，经4h处理后土壤DDTs的降解率分别为：99.46%、99.46%、99.47%、99.85%。（3）铁锌双金属对土壤DDT球磨降解的影响因素研究发现：土壤DDTs降解率随着球磨时间、球磨转速、物料比、锌含量增大而增大；当转速>350rpm，球料比>15，物料比>0.35，锌含量>30%后DDTs降解率增长趋势变缓；不同磨球大小配比会显着影响土壤DDTs的降解率，小球处理土壤DDT降解率最高，大球+小球处理次之，大球处理降解率最低。（4）通过正交试验发现：球料比、物料比、转速、铁锌比均显着影响土壤DDTs球磨降解率，影响作用球料比>转速>铁锌比>物料比，最佳的操作组合为：球料比28:1、转速500rpm、铁锌比例1:1、物料比1:2。
杨银慧,豆小文,孔维军,杨美华,陈士林,肖强[9]（2013）在《我国中药材中农药登记现状及污染分析》文中指出该文概述了我国用于中药材的农药登记现状,并通过检索近10年中药材中农残检测相关文献,对不同地域常用中药材农药污染特点进行了分析。目前中药材中农药污染面临用于中药材的农药登记品种屈指可数、高残留有机氯农药污染普遍、农药滥用、中药材GAP种植不规范及农残限量标准不完善等问题,并提出具体的控制措施,旨在加强中药材质量控制,保障中药及其产品临床用药安全。
张静静[10]（2016）在《吉林省主要城市城郊土壤—蔬菜系统中有机氯农药残留及风险研究》文中提出有机氯农药因具有高毒性、长期残留性、半挥发性、高生物累积性等特性,被人们广泛关注。蔬菜作为施用有机氯农药量最大的作物种类之一,其经济价值高、复种指数大、市场需求量大。城郊作为城市农副产品的重要生产基地,其土壤环境质量对农产品品质起着决定性作用。因此,本研究以吉林省长春市、吉林市、四平市三大城市郊区菜地为研究对象,通过野外采样和室内分析相结合,系统研究了城郊菜地土壤中有机氯农药的残留状况、组成特征及来源,并采用地统计方法分析了土壤有机氯农药的水平分布规律;揭示有机氯农药残留与土壤理化性质的相关关系;探讨了城郊菜地的潜在生态风险及人群健康风险水平;并对城郊菜地土壤质量进行等级区划,指导蔬菜的优质生产。主要结果如下:1.长春市、吉林市、四平市城郊菜地土壤中各种有机氯农药残留含量由高到低的顺序均为滴滴涕>六六六>氯丹>狄氏剂>艾氏剂,六六六和滴滴涕仍是最主要的有机氯农药残留,其两者共占有机氯农药残留总量的百分比分别为88.29%、82.05%、91.96%。各种有机氯农药残留的变异系数较大,表明了农药使用的无序性。2.组成分析表明,长春市、吉林市、四平市城郊菜地土壤中六六六及氯丹的残留均来自新老混合源;除了吉林市城郊菜地近期仍有三氯杀螨醇输入以外,长春市及四平市城郊菜地中的滴滴涕主要来源于工业DDTs的历史使用;高检出率、低残留浓度的艾氏剂和狄氏剂均来自大气输送与沉降。受风向和人为活动的综合影响,不同研究区呈现了不同的有机氯农药水平分布特征。3.长春市城郊菜地三种蔬菜类别中有机氯农药的超标率排序为叶菜类蔬菜>根茎类蔬菜>茄果类蔬菜。不同种类蔬菜中有机氯农药超标率大小依次为葱>萝卜>白菜>辣椒>黄瓜>茄子>西红柿。4.相关分析结果表明,长春市城郊菜地土壤中各种有机氯农药之间均呈现显着和极显着的正相关,表明各种残留农药来源相似。有机污染物因具有疏水性易与土壤腐殖质结合,因此,除了α-hch和γ-hch外,土壤有机质与其余各种有机氯农药之间均呈现显着和极显着的正相关;土壤ph与γ-hch呈显着负相关,与其余有机氯农药均无显着相关性。土壤中有机农药的残留含量及组成受很多因素的综合影响,在区域尺度内,仅使用土壤地化学因子不能预测出有机农药的残留变化特征。5.长春市城郊菜地土壤中hchs整体处于较低的生态风险水平,但个别样点中β-hch对土壤无脊椎动物有影响;ddts残留水平对于该区域土壤生物和鸟类具有一定的生态风险,对哺乳类动物的生态风险水平较低。吉林市城郊菜地土壤中hchs处于较低的生态风险水平,ddts残留水平对于该区域土壤生物和鸟类具有一定的生态风险,对于哺乳类动物而言生态风险水平较低。四平市城郊菜地土壤中hchs整体处于较低的生态风险水平,个别样点中β-hch对土壤无脊椎动物有影响;ddts残留水平对该区域土壤生物和鸟类具有一定的生态风险,对哺乳类动物生态风险水平较低,但个别样点中ddts残留对哺乳类动物会产生一定影响。6.健康风险评价结果表明:三种暴露途径中,儿童及成人的有机氯农药暴露风险均表现为经口摄入>皮肤接触>呼吸吸入;对于同一种有机氯农药来说,经口摄入途径儿童暴露风险比成人高2.33倍,皮肤接触途径儿童暴露风险比成人高1.64倍,呼吸吸入途径儿童暴露风险比成人低,但儿童通过三种暴露途径的总暴露风险比成人的高;长春市、吉林市及四平市城郊菜地土壤中各种有机氯农药通过不同暴露途径的总非致癌风险及总致癌风险均较小或者可以忽略,不会对暴露人群的健康造成危害。长春市郊区菜地蔬菜中有机氯农药的单一目标危险系数（thq）由高到低依次为氯丹>七氯>六六六>狄氏剂=艾氏剂>滴滴涕,所测有机氯农药的thq值均小于1,即蔬菜中有机氯农药的健康风险不明显。成人通过食用蔬菜的多种有机氯农药的复合风险值高于儿童,但其复合风险值均小于1,均在安全限值内,健康风险不明显。7.单因子污染评价结果显示,长春市城郊菜地土壤环境质量基本处在非污染水平,少数菜地处于轻污染水平;吉林市城郊菜地土壤环境质量全部处于非污染水平;四平市城郊菜地土壤环境质量基本处于非污染水平,少数菜地处于轻污染水平和重污染水平。综合污染评价结果显示,长春市和吉林市城郊菜地土壤环境质量基本处在安全水平,仅少数菜地处于警戒限和轻污染水平。四平市城郊菜地土壤环境质量基本处于安全水平,少数菜地处于警戒限、轻污染和重污染水平。由综合污染指数空间分布图可知,长春市西南郊、吉林市江北龙潭区菜地的安全生产应受到重视以外,其余地区均处于较安全级别。参照土壤环境质量标准（GB15618-2008）对长春市、吉林市、四平市城郊菜地土壤环境质量进行了等级划分,表明一半及以上的城郊菜地可作为有机和绿色蔬菜基地使用,绝大部分城郊菜地可作为无公害蔬菜基地使用,同时有很少部分菜地在进行蔬菜种植前需要开展土壤污染风险评估。虽然六六六和滴滴涕已被我国禁用多年,但其仍是土壤及蔬菜中最主要的有机氯农药残留,因此应加强农产品的定期抽检以及农药生产、销售与使用的监管。
二、滴滴涕的污染问题（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、滴滴涕的污染问题（论文提纲范文）
（1）滴滴涕污染土壤的生物修复技术（论文提纲范文）
| 1 滴滴涕污染现状及危害 |
| 2 滴滴涕污染土壤的修复研究动态 |
| 2.1 滴滴涕的生物可降解性 |
| 2.2 降解滴滴涕的微生物种群的筛选与驯化 |
| 2.3 滴滴涕生物降解的环境因素 |
| 2.4 生物修复中的协同效应 |
| 2.5 生物修复机理研究 |
| 3 生物修复类型 |
| 3.1 植物修复 |
| 3.1.1 修复植物的选择 |
| 3.1.2 植物修复土壤有机污染物的机理 |
| 3.2 微生物修复 |
| 3.2.1 专性降解菌 |
| 3.2.2 植物根际促生菌 |
| 4 滴滴涕污染土壤的植物-微生物联合修复 |
| 4.1 植物与专性菌株的联合修复 |
| 4.2 植物与菌根的联合修复 |
| 5 展望 |
（2）滴滴涕污染土壤的类Fenton修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 滴滴涕的污染与修复现状 |
| 1.1.1 滴滴涕简介 |
| 1.1.2 土壤中滴滴涕的污染现状 |
| 1.1.3 滴滴涕污染土壤的修复方法 |
| 1.2 零价铁去除有机污染物技术及研究进展 |
| 1.3 均相Fenton技术及其研究进展 |
| 1.3.1 传统均相Fenton技术 |
| 1.3.2 均相类Fenton技术 |
| 1.4 非均相Fenton技术 |
| 1.5 基于零价铁的类Fenton氧化技术研究进展 |
| 1.6 本文选题意义及研究内容 |
| 1.6.1 选题意义及创新点 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 第2章 ZEA类 Fenton体系构建 |
| 2.1 ZEA类 Fenton体系的构建 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验设备 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.1.4 分析方法 |
| 2.1.5 实验结果讨论 |
| 2.2 本章小结 |
| 第3章 ZEA体系修复滴滴涕污染土壤的实验研究 |
| 3.1 基于零价铁粉的ZEA体系对模拟污染土壤中滴滴涕的降解实验 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验设备 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.1.4 分析方法 |
| 3.1.5 实验结果讨论 |
| 3.2 基于纳米零价铁粉的ZEA体系对模拟污染土壤中滴滴涕的降解实验 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验设备 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 分析方法 |
| 3.2.5 实验结果讨论 |
| 3.3 基于非晶态零价铁粉的ZEA体系对模拟污染土壤中滴滴涕的降解实验 |
| 3.3.1 实验材料 |
| 3.3.2 实验设备 |
| 3.3.3 实验方法 |
| 3.3.4 分析方法 |
| 3.3.5 实验结果讨论 |
| 3.4 基于三种零价铁粉的ZEA体系对模拟污染土壤中滴滴涕的降解影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 全文总结 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间研究成果 |
| 致谢 |
（3）黑龙江流域（中国）土壤中六六六和滴滴涕污染研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 黑龙江流域（中国）自然概况 |
| 1.2 持久性有机污染物简介 |
| 1.3 研究对象简介 |
| 1.3.1 六六六 |
| 1.3.2 滴滴涕 |
| 1.4 研究热点和研究现状 |
| 1.4.1 六六六和滴滴涕的特性 |
| 1.4.2 生产和使用情况研究 |
| 1.4.3 清单研究 |
| 1.4.4 六六六和滴滴涕的残留与分布 |
| 1.4.5 六六六和滴滴涕的迁移与转化行为研究 |
| 1.4.6 六六六和滴滴涕监测方法研究 |
| 1.4.7 六六六和滴滴涕的毒性及对生态环境影响研究 |
| 1.4.8 我国六六六和滴滴涕使用情况 |
| 1.5 研究意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 第2章 土壤样品的采集和处理 |
| 2.1 样品采集 |
| 2.1.1 采样点 |
| 2.1.2 大尺度样品采集 |
| 2.1.3 小区样品采集 |
| 2.1.4 样品保存 |
| 2.2 仪器与试剂 |
| 2.2.1 实验仪器 |
| 2.2.2 玻璃仪器及其它用品 |
| 2.2.3 试剂 |
| 2.2.4 标样 |
| 2.3 样品提取和净化 |
| 2.3.1 淋洗曲线 |
| 2.3.2 提取 |
| 2.3.3 净化 |
| 2.4 样品分析和质量控制 |
| 2.4.1 样品分析 |
| 2.4.2 质量控制 |
| 2.5 土壤含水量和有机质测定 |
| 2.5.1 土壤含水量 |
| 2.5.2 土壤有机质 |
| 第3章 黑龙江流域（中国）污染现状分析 |
| 3.1 我国土壤中六六六和滴滴涕污染现状 |
| 3.2 黑龙江流域（中国）土壤中六六六污染研究 |
| 3.2.1 土壤中六六六总浓度 |
| 3.2.2 污染源解析 |
| 3.3 黑龙江流域（中国）土壤中滴滴涕污染研究 |
| 3.3.1 土壤中滴滴涕总浓度 |
| 3.3.2 污染源解析 |
| 3.4 个案研究 |
| 3.5 回归分析 |
| 3.5.1 土壤有机质 |
| 3.5.2 经度和纬度 |
| 3.6 各介质中污染现状和风险评价 |
| 3.6.1 各介质中污染现状 |
| 3.6.2 风险评价 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 黑龙江流域（中国）使用情况研究 |
| 4.1 网格化使用清单编制方法 |
| 4.1.1 清单编制流程 |
| 4.1.2 替代数据 |
| 4.2 计算过程及清单编制 |
| 4.2.1 林丹在各省使用分布替代数据计算 |
| 4.2.2 各省林丹使用量分布 |
| 4.2.3 地级市林丹使用量 |
| 4.2.4 网格化林丹使用清单 |
| 4.3 网格化林丹使用清单结果与讨论 |
| 4.4 网格化农田密度清单 |
| 4.5 网格化六六六使用清单 |
| 4.6 网格化DDT使用清单 |
| 4.7 网格化林丹使用清单 |
| 4.8 黑龙江流域六六六和滴滴涕使用量 |
| 4.8.1 六六六 |
| 4.8.2 滴滴涕 |
| 4.8.3 农田中六六六和滴滴涕使用量 |
| 4.9 本章小结 |
| 第5章 黑龙江流域（中国）排放和残留情况研究 |
| 5.1 土壤中物质扩散模型 |
| 5.2 土壤中物质半衰期 |
| 5.3 径流模型 |
| 5.3.1 水文学模型 |
| 5.3.2 洗刷模式 |
| 5.3.3 吸附/解吸附模式 |
| 5.3.4 径流中的农药 |
| 5.3.5 农药沉积模式 |
| 5.3.6 农药输送模式 |
| 5.4 排放和残留研究 |
| 5.5 黑龙江流域(中国)六六六和滴滴涕的排放和残留清单 |
| 5.5.1 六六六排放清单 |
| 5.5.2 滴滴涕排放清单 |
| 5.5.3 六六六残留清单 |
| 5.5.4 滴滴涕残留清单 |
| 5.6 六六六和滴滴涕在土壤中残留评估和预测 |
| 5.6.1 残留清单评估 |
| 5.6.2 残留清单校正 |
| 5.6.3 残留评估与预测 |
| 5.7 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）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 |
（5）两类持久性有机污染物和重金属在南四湖食物链中的分布和生物积累（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 持久性污染物的定义和国际公约 |
| 1.2 持久性污染物的基本特性 |
| 1.2.1 持久性有机污染物的特征性质 |
| 1.2.2 所研究的持久性有机污染物的基本性质 |
| 1.3 持久性污染物的预处理技术 |
| 1.3.1 溶剂萃取(SE) |
| 1.3.2 固相萃取(SPE)和固相微萃取(SPEM) |
| 1.3.3 超临界萃取(SFE) |
| 1.3.4 微波萃取(MAE) |
| 1.3.5 加速溶剂萃取(ASE) |
| 1.3.6 环境样品中相关净化技术 |
| 1.4 持久性污染物的存在环境及国内外研究现状 |
| 1.4.1 水环境中的持久性污染物 |
| 1.4.2 大气环境中的持久性污染物 |
| 1.4.3 土壤环境中的持久性污染物 |
| 1.4.4 生物体内的持久性污染物 |
| 1.4.5 人体内的持久性污染物 |
| 1.5 我国持久性污染物的污染现状 |
| 1.6 水体生态系统重金属的相关研究 |
| 1.7 论文的选题依据和研究内容 |
| 1.7.1 本研究的立体依据和意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 第二章 研究区环境概况和分析方法 |
| 2.1 南四湖区域环境概况 |
| 2.1.1 南四湖湖区概况 |
| 2.1.2 南水北调东线工程概况 |
| 2.1.3 水系概况 |
| 2.1.4 社会经济概况 |
| 2.1.5 水生生物概况 |
| 2.2 样品采集及预处理 |
| 2.2.1 采样点设置和采样时间 |
| 2.2.2 样品的采集及预处理 |
| 2.3 试验部分 |
| 2.3.1 试验试剂和仪器 |
| 2.3.2 水样中POPs和重金属的提取 |
| 2.3.3 沉积物中POPs和重金属的提取 |
| 2.3.4 生物样品中POPs和重金属的提取 |
| 2.3.5 样品的仪器分析条件 |
| 2.3.6 质量保证和质量控制 |
| 第三章 有机氯农药在南四湖食物链中分布和积累 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 有机氯农药在水、表层沉积物、水生植物和动物中的分布特征 |
| 3.2.1 有机氯农药在水中的分布特征 |
| 3.2.2 有机氯农药在表层沉积物中的分布特征 |
| 3.2.3 有机氯农药在水生植物中的分布特征 |
| 3.2.4 有机氯农药在动物中的分布特征 |
| 3.3 南四湖水、表层沉积物和生物中六六六和滴滴涕的组成特征 |
| 3.4 表层沉积物中六六六和滴滴涕来源分析 |
| 3.5 表层沉积物特性与OCPs含量的关系 |
| 3.5.1 表层沉积物特性参数的测定 |
| 3.5.2 表层沉积物特性参数对OCPs含量的影响 |
| 3.6 表层沉积物中有机氯农药的显着性检验 |
| 3.7 食物链中有机氯农药的积累研究 |
| 3.7.1 南四湖食物链中有机氯农药的积累规律 |
| 3.7.2 食物链中有机氯农药的积累的影响因素 |
| 3.8 南四湖水、表层沉积物、动物中有机氯农药的风险评价 |
| 3.8.1 南四湖水中有机氯农药的风险评价 |
| 3.8.2 南四湖表层沉积物中有机氯农药的风险评价 |
| 3.8.3 南四湖生物中有机氯农药的风险评价 |
| 3.9 小结 |
| 第四章 多环芳烃在南四湖食物链中分布和积累 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 多环芳烃在水,表层沉积物,水生植物和动物中的分布特征 |
| 4.2.1 多环芳烃在水中的分布特征 |
| 4.2.2 多环芳烃在表层沉积物中的分布特征 |
| 4.2.3 多环芳烃在水生植物中的分布特征 |
| 4.2.4 多环芳烃在水生动物中的分布特征 |
| 4.3 表层沉积物中多环芳烃的来源分析 |
| 4.4 水、表层沉积物、水生生物中多环芳烃的组成特征 |
| 4.5 水生生物中多环芳烃的生物积累 |
| 4.5.1 水生生物中多环芳烃的生物积累 |
| 4.5.2 多环芳烃的生物积累和脂肪含量的关系 |
| 4.5.3 多环芳烃的生物积累和辛醇水分布系数的关系 |
| 4.6 南四湖水、表层沉积物、水生生物的生态风险评价 |
| 4.6.1 南四湖水中的生态风险评价 |
| 4.6.2 南四湖表层沉积物中的生态风险评价 |
| 4.6.3 南四湖水生生物中生态风险评价 |
| 4.7 结论 |
| 第五章 重金属在南四湖食物链中的分布与生物积累 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 重金属在南四湖水、表层沉积物、水生植物和动物中的分布特征 |
| 5.2.1 南四湖水样中重金属的浓度分布 |
| 5.2.2 南四湖水样中重金属的浓度分布 |
| 5.2.3 南四湖水生植物中重金属的浓度分布 |
| 5.2.4 南四湖水生动物中重金属的浓度分布 |
| 5.3 运用因子分析来确定污染物来源 |
| 5.4 南四湖水、表层沉积物、水生植物和动物中重金属的相互关系 |
| 5.5 南四湖上级湖和下级湖所有样品中重金属的含量比较 |
| 5.6 水生生物中重金属的生物积累 |
| 5.7 风险评价 |
| 5.7.1 南四湖水中重金属的风险评价 |
| 5.7.2 南四湖表层沉积物中重金属的风险评价 |
| 5.7.3 南四湖水生生物中重金属的风险评价 |
| 第六章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 附件 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（6）我国有机氯农药场地污染现状与修复技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 农药污染场地中污染物种类及其残留特征 |
| 1.1 六六六的残留分布特征 |
| 1.2 滴滴涕的残留特征 |
| 1.3 六氯苯的残留特征 |
| 1.4 氯丹和灭蚁灵的残留特征 |
| 1.5 农药场地土壤中挥发性有机污染物的残留特征 |
| 2 有机氯农药污染场地修复技术研究进展 |
| 2.1 国外有机污染场地修复技术 |
| 2.2 国内农药污染场地修复技术 |
| 2.2.1 土壤淋洗技术 |
| 2.2.2 化学氧化还原修复技术 |
| 2.2.3 热脱附技术 |
| 2.2.4土壤气相抽提技术 |
| 2.3 国内有机氯农药污染场地修复的工程案例 |
| 3 研究与应用展望 |
（7）含氯有机污染土壤热脱附及联合处置研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 术语符号对照表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 土壤污染现状 |
| 1.1.1 土壤污染 |
| 1.1.2 土壤污染物 |
| 1.1.3 我国土壤污染概况 |
| 1.2 污染土壤修复技术 |
| 1.2.1 物理修复技术 |
| 1.2.2 化学修复技术 |
| 1.2.3 生物修复技术 |
| 1.2.4 联合修复技术 |
| 1.3 热脱附技术在有机污染土壤中的应用 |
| 1.3.1 热脱附技术 |
| 1.3.2 热脱附技术研究现状 |
| 1.3.3 原位热脱附技术 |
| 1.3.4 热脱附技术发展趋势 |
| 1.4 课题背景和意义 |
| 1.5 技术路线和研究内容 |
| 第2章 实验材料和方法 |
| 2.1 实验装置和实验材料 |
| 2.1.1 实验装置 |
| 2.1.2 实验试剂与材料 |
| 2.2 样品采集方法 |
| 2.2.1 PCBs污染土壤样品的采集与制备 |
| 2.2.2 滴滴涕、氯苯模拟污染土壤 |
| 2.3 样品预处理方法 |
| 2.3.1 PCBs分析预处理方法 |
| 2.3.2 PCDD/Fs分析预处理方法 |
| 2.3.3 氯苯分析预处理方法 |
| 2.4 质量保证和质量控制(QA/QC) |
| 第3章 典型含氯有机污染土壤热脱附特性 |
| 3.1 部分含氯有机污染物概述 |
| 3.1.1 多氯联苯 |
| 3.1.2 氯苯 |
| 3.1.3 滴滴涕 |
| 3.2 实验材料和方法 |
| 3.3 六氯苯污染土壤热脱附特性 |
| 3.3.1 温度和时间对六氯苯脱附效率的影响 |
| 3.3.2 不同温度和时间下土壤及尾气中六氯苯的含量 |
| 3.3.3 六氯苯污染土壤热脱附过程中降解研究 |
| 3.3.4 热脱附动力学分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 含氯有机污染土壤热脱附过程中二恶英的生成 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 PCBs污染土壤热脱附过程中PCDD/Fs的生成研究 |
| 4.2.1 实验部分 |
| 4.2.2 实验结果和讨论 |
| 4.3 氯苯污染土壤热脱附过程中PCDD/Fs的生成研究 |
| 4.3.1 实验部分 |
| 4.3.2 实验结果和讨论 |
| 4.4 滴滴涕污染土壤热脱附过程中PCDD/Fs的生成研究 |
| 4.4.1 实验部分 |
| 4.4.2 实验结果和讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 PCBs污染土壤脱附过程中二恶英的抑制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验部分 |
| 5.3 实验结果和讨论 |
| 5.3.1 不同抑制剂对二恶英生成的抑制效果 |
| 5.3.2 CaO含量对阻滞效果的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 机械化学法+热脱附联合处置PCBs污染土壤研究 |
| 6.1 机械化学法概述 |
| 6.2 实验材料和方法 |
| 6.3 机械化学法处置PCBs污染土壤 |
| 6.3.1 研磨时间对PCBs降解效率的影响 |
| 6.3.2 添加剂SiO_2对PCBs降解效率的影响 |
| 6.4 机械化学法+热脱附联合处置PCB污染土壤研究 |
| 6.4.1 球磨时间对PCBs去除效率的影响 |
| 6.4.2 加热时间对PCBs去除效率的影响 |
| 6.4.3 加热温度对PCBs去除效率的影响 |
| 6.5 联合处置过程中PCDD/Fs的生成研究 |
| 6.6 机械化学法+热脱附联合处置应用能耗成本计算 |
| 6.7 本章小结 |
| 第7章 全文总结和展望 |
| 7.1 全文总结 |
| 7.2 本文主要创新点 |
| 7.3 不足之处和研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读博士期间科研成果 |
（8）机械化学法处理高浓度滴滴涕污染土壤的初步研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 我国有机氯农药污染场地概况 |
| 1.1.1 持久性有机污染物污染场地 |
| 1.1.2 我国有机氯农药场地污染现状 |
| 1.1.3 POPs 污染土壤的主要修复技术 |
| 1.2 滴滴涕简介 |
| 1.2.1 概述 |
| 1.2.2 滴滴涕的理化性质 |
| 1.2.3 滴滴涕的生产工艺 |
| 1.2.4 土壤滴滴涕分析前处理方法 |
| 1.3 机械化学修复技术 |
| 1.3.1 机械化学技术简介 |
| 1.3.2 土壤机械化学修复技术研发进展 |
| 1.3.3 机械化学理论研究综述 |
| 1.4 研究目的、研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 土壤滴滴涕检测前处理方法的建立 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 供试土样与试剂 |
| 2.1.2 试验仪器与设备 |
| 2.1.3 试验操作方法 |
| 2.1.4 试验设计 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 仪器检出限 |
| 2.2.2 超声提取次数的确定 |
| 2.2.3 不同净化填料的比较 |
| 2.2.4 不同净化洗脱剂的比较 |
| 2.2.5 不同提取方法适用性的比较 |
| 2.2.6 方法检出限 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 机械化学球磨降解土壤 DDT 试剂的筛选 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试土壤 |
| 3.1.2 试验设备及药品 |
| 3.1.3 试验方法与步骤 |
| 3.1.4 试验样品分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 球磨罐及磨球洗涤方法 |
| 3.2.2 不同球磨主剂对土壤 DDT 的球磨降解率 |
| 3.2.3 土壤 DDT 球磨降解动态 |
| 3.2.4 铁粉加助剂对土壤 DDT 的球磨降解率 |
| 3.2.5 氧化钙加助剂对土壤 DDT 的球磨降解率 |
| 3.2.6 钙氧化物加单质硫磺对土壤 DDT 的球磨降解率 |
| 3.2.7 铁基双金属对土壤 DDT 的球磨降解率 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 机械化学球磨降解土壤 DDT 工艺参数优化 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试土壤 |
| 4.1.2 试验设备及药品 |
| 4.1.3 试验设计 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 球磨时间对土壤 DDT 降解率的影响 |
| 4.2.2 球磨转速对土壤 DDT 降解率的影响 |
| 4.2.3 球料比对土壤 DDT 降解率的影响 |
| 4.2.4 物料比对土壤 DDT 降解率的影响 |
| 4.2.5 锌含量对土壤 DDT 降解率的影响 |
| 4.2.6 磨球大小配比对土壤 DDT 降解率的影响 |
| 4.2.7 最优的球磨工艺参数组合 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 研究总结 |
| 5.2 本研究主要结论 |
| 5.3 本研究不足之处 |
| 5.4 研究展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况说明 |
| 致谢 |
（9）我国中药材中农药登记现状及污染分析（论文提纲范文）
| 1 中药材中农药登记现状及污染特点 |
| 1.1 中药材中农药登记现状 |
| 1.2 中药材中农残污染特点 |
| 1.2.1 高残留有机氯农药污染仍然普遍 |
| 1.2.2 同一种药材农药多残留现象严重 |
| 1.2.3 相同药材不同种植地域污染程度不同 |
| 1.2.4 GAP种植基地农残污染不容忽视 |
| 1.2.5 存在禁限用农药残留 |
| 2 中药材中农残污染面临的问题及控制措施 |
| 2.1 中药材中农残污染面临的问题 |
| 2.1.1 农药登记品种少 |
| 2.1.2 持久性有机氯类污染突出 |
| 2.1.3 农药滥用情况严重 |
| 2.1.4 GAP种植覆盖面窄且管理不规范 |
| 2.1.5 农残限量标准不完善 |
| 2.2 中药材中农残污染的控制措施 |
| 2.2.1 加强中药材中农药的品种登记 |
| 2.2.2 改良中药材生长的土壤质量 |
| 2.2.3 科学使用农药 |
| 2.2.4 按照GAP规范化种植 |
| 2.2.5 培育优良的抗病虫害中药材品种 |
| 2.2.6 完善农残限量标准并加强农药管理 |
| 3 结语 |
（10）吉林省主要城市城郊土壤—蔬菜系统中有机氯农药残留及风险研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题依据及意义 |
| 1.1.1 选题依据 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤有机氯农药的残留及其来源 |
| 1.2.2 城郊土壤-蔬菜系统中有机氯农药的残留 |
| 1.2.3 基于地统计分析的有机氯农药的空间分布特征 |
| 1.2.4 城郊菜地土壤-蔬菜系统中有机氯农药的环境风险评价 |
| 1.3 论文研究内容、技术路线及创新点 |
| 1.3.1 论文主要研究内容 |
| 1.3.2 论文技术路线 |
| 1.3.3 论文创新点 |
| 第二章 吉林省主要城市郊区菜地土壤有机氯农药残留及水平分布研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区概况 |
| 2.1.2 样品采集与处理 |
| 2.1.3 试剂及药品 |
| 2.1.4 提取及净化 |
| 2.1.5 仪器分析条件 |
| 2.1.6 质量控制及质量保证 |
| 2.1.7 数据分析 |
| 2.2 城郊菜地土壤理化性质特征 |
| 2.2.1 土壤pH分布特征 |
| 2.2.2 土壤有机质分布特征 |
| 2.3 城郊菜地土壤有机氯农药残留状况及组成分析 |
| 2.3.1 长春市城郊菜地土壤有机氯农药的含量及组成分析 |
| 2.3.2 吉林市城郊菜地土壤有机氯农药的含量及组成分析 |
| 2.3.3 四平市城郊菜地土壤有机氯农药的含量及组成分析 |
| 2.3.4 研究区城郊菜地土壤有机氯农药残留的差异性分析 |
| 2.4 城郊菜地土壤有机氯农药来源分析 |
| 2.4.1 长春市城郊菜地土壤有机氯农药来源分析 |
| 2.4.2 吉林市城郊菜地土壤有机氯农药来源分析 |
| 2.4.3 四平市城郊菜地土壤有机氯农药来源分析 |
| 2.5 城郊菜地土壤有机氯农药水平分布特征 |
| 2.5.1 长春市城郊菜地土壤有机氯农药水平分布特征 |
| 2.5.2 吉林市城郊菜地土壤有机氯农药水平分布特征 |
| 2.5.3 四平市城郊菜地土壤有机氯农药水平分布特征 |
| 本章小结 |
| 第三章 城郊土壤-蔬菜系统中有机氯农药残留及影响因素 |
| 3.1 样品采集与分析 |
| 3.1.1 蔬菜样品采集 |
| 3.1.2 样品处理与分析 |
| 3.1.3 数据分析 |
| 3.2 城郊菜地蔬菜可食用部分中有机氯农药残留 |
| 3.3 土壤pH和有机质对土壤中有机氯农药残留含量的影响 |
| 本章小结 |
| 第四章 吉林省主要城市郊区菜地有机氯农药风险评价 |
| 4.1 城郊菜地土壤中有机氯农药生态风险评价 |
| 4.1.1 长春市城郊菜地土壤中有机氯农药生态风险评价 |
| 4.1.2 吉林市城郊菜地土壤中有机氯农药生态风险评价 |
| 4.1.3 四平市城郊菜地土壤中有机氯农药生态风险评价 |
| 4.2 城郊菜地土壤中有机氯农药人体健康风险评价 |
| 4.2.1 长春市城郊菜地土壤中有机氯农药人体健康风险评价 |
| 4.2.2 吉林市城郊菜地土壤中有机氯农药人体健康风险评价 |
| 4.2.3 四平市城郊菜地土壤中有机氯农药人体健康风险评价 |
| 4.3 城郊蔬菜中有机氯农药的人体健康风险评价 |
| 本章小结 |
| 第五章 吉林省主要城市郊区菜地土壤环境质量评价与等级区划 |
| 5.1 土壤环境质量评价的方法与标准 |
| 5.1.1 评价方法 |
| 5.1.2 评价标准 |
| 5.2 城郊菜地土壤环境质量评价 |
| 5.2.1 长春市城郊菜地土壤环境质量评价 |
| 5.2.2 吉林市城郊菜地土壤环境质量评价 |
| 5.2.3 四平市城郊菜地土壤环境质量评价 |
| 5.3 城郊菜地土壤环境质量等级区划 |
| 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 发表文章目录 |
| 致谢 |
四、滴滴涕的污染问题（论文参考文献）
- [1]滴滴涕污染土壤的生物修复技术[J]. 孙丽娜,吕良禾,张鸿龄. 沈阳大学学报(自然科学版), 2016(06)
- [2]滴滴涕污染土壤的类Fenton修复研究[D]. 孟越. 沈阳大学, 2019(08)
- [3]黑龙江流域（中国）土壤中六六六和滴滴涕污染研究[D]. 刘丽艳. 哈尔滨工业大学, 2007(12)
- [4]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)
- [5]两类持久性有机污染物和重金属在南四湖食物链中的分布和生物积累[D]. 张桂斋. 山东大学, 2014(10)
- [6]我国有机氯农药场地污染现状与修复技术研究进展[J]. 赵玲,滕应,骆永明. 土壤, 2018(03)
- [7]含氯有机污染土壤热脱附及联合处置研究[D]. 赵中华. 浙江大学, 2018(01)
- [8]机械化学法处理高浓度滴滴涕污染土壤的初步研究[D]. 吴鹏. 天津大学, 2014(05)
- [9]我国中药材中农药登记现状及污染分析[J]. 杨银慧,豆小文,孔维军,杨美华,陈士林,肖强. 中国中药杂志, 2013(24)
- [10]吉林省主要城市城郊土壤—蔬菜系统中有机氯农药残留及风险研究[D]. 张静静. 中国科学院研究生院(东北地理与农业生态研究所), 2016(01)