一、多氯联苯(PCBs)焚烧处理技术（论文文献综述）
张亚萍[1]（2021）在《电子垃圾拆解废渣—土壤—蔬菜中多氯联苯污染特征与健康风险评估》文中进行了进一步梳理目的:围绕某电子垃圾拆解区“源（废渣）-非生物介质（土壤）-生物介质（蔬菜）-健康风险（人体）”的因果关系链,从整体角度探讨PCBs的污染特征、可能的迁移过程及潜在的健康风险,为该农田土壤使用、蔬菜种植及人体活动与膳食摄入提出建设性指导和意见。方法:选择某地区电子垃圾拆解地,对堆放在农田土壤旁边的电子垃圾废渣采样3个,作为点源污染;同时对废渣旁的农田土壤和蔬菜分别采样10个和18个（油麦菜6个、四季豆6个、圆白菜6个）。废渣、土壤和蔬菜中PCBs质量浓度检测采用高分辨气相色谱-质谱法。采用WPS 2019中的Excel、IBM SPSS Statistics 21、Graph Pad Prism 8对数据进行整理分析;相关性分析法、生物浓度因子法和毒性当量因子法探讨废渣-土壤-蔬菜系统中PCBs污染特征;对人体综合暴露在土壤与蔬菜中PCBs的潜在健康风险采用美国环境保护署（USEPA）制定的环境健康风险评估模型进行评估。结果:1.废渣-土壤-蔬菜系统中PCBs污染特征（1）废渣中总PCBs浓度水平远高于土壤和蔬菜,均值分别为11938.55 ng/g dw、45.54 ng/g dw和11.51 ng/g dw;土壤中总PCBs浓度水平高于蔬菜（P<0.05）;不同蔬菜中总PCBs浓度水平:油麦菜（8.43 ng/g dw）>四季豆（2.40 ng/g dw）>圆白菜（0.68 ng/g dw）,均P<0.05。土壤与蔬菜中总PCBs浓度水平无相关性（均P>0.05）。油麦菜、四季豆与圆白菜对土壤中PCBs的生物浓度因子分别为0.18、0.05和0.01。（2）废渣、土壤中检出37种相同同系物,蔬菜检出33种,均在废渣、土壤检出的37种同系物内。7种指示性PCBs均在废渣、土壤和蔬菜中检出,但类二恶英PCBs只检出3种,分别为PCB105、PCB118、PCB156。废渣、土壤和蔬菜中指示性PCBs质量浓度均值分别为6116.16 ng/g dw、21.42 ng/g dw和4.69ng/g dw;类二恶英PCBs质量浓度均值分别为1277.40 ng/g dw、7.05 ng/g dw和0.82 ng/g dw,对应的毒性当量分别为3.83×10-2ng/g dw、2.12×10-4ng/g dw和2.39×10-5ng/g dw。土壤与油麦菜、四季豆中指示性与类二恶英PCBs均无相关性出现（P>0.05）,与圆白菜中部分同系物出现相关性（P<0.05）。（3）废渣、土壤、蔬菜中的氯代数分布趋势较为相似,含量与占比以五氯联苯最多,平均含量分别为3633.54 ng/g dw、17.92 ng/g dw和3.03 ng/g dw,占比为30.44%、39.36%和26.32%;总体上占比最高的为三氯联苯～五氯联苯的低氯联苯,占比分别为77.92%、59.73%和71.96%,高氯联苯占比较少,呈现随氯代数增加,占比出现下降的趋势。2.环境健康风险评估（1）成人（男/女）、儿童暴露土壤与蔬菜中PCBs的综合危害商分别为0.480（0.448/0.511）和0.864,均小于规定的危害商1;其中,成人（男/女）暴露土壤PCBs的总危害商为1.88×10-2(1.81×10-2/1.94×10-2),儿童为8.96×10-2;成人（男/女）摄入三种蔬菜中PCBs的总危害商为0.461（0.430/0.492）,儿童为0.774。（2）成人（男/女）、儿童暴露土壤与蔬菜中PCBs的综合致癌风险为7.96×10-6(7.43×10-6/8.50×10-6)、3.62×10-6,均大于规定的致癌风险水平1×10-6;其中,成人（男/女）暴露土壤中PCBs的总致癌风险为6.45×10-8(6.20×10-8/6.67×10-8),儿童为8.19×10-8,均小于规定的致癌风险水平1×10-6;成人（男/女）摄入三种蔬菜中PCBs的总致癌风险为7.90×10-6(7.36×10-6/8.43×10-6),儿童为3.54×10-6,均大于规定的致癌风险水平1×10-6;成人（男/女）摄入油麦菜中PCBs的致癌风险为6.56×10-6(6.11×10-6/7.00×10-6),儿童为2.94×10-6;成人（男/女）摄入四季豆中PCBs的致癌风险为1.26×10-7(1.17×10-7/1.34×10-7),儿童为5.69×10-8;成人（男/女）摄入圆白菜中PCBs的致癌风险为1.22×10-6(1.13×10-6/1.30×10-6),儿童为5.54×10-7。不同蔬菜摄入PCBs对人群的致癌风险水平大小排序:油麦菜>圆白菜>四季豆。结论:（1）电子垃圾拆解活动对当地土壤与蔬菜中PCBs含量影响较大。（2）蔬菜对土壤中PCBs可能有一定吸收作用且不同蔬菜对PCBs的积累能力不同。（3）当地土壤与蔬菜PCBs综合暴露对人体的非致癌风险处于可接受水平。（4）当地土壤与蔬菜PCBs综合暴露对人体的致癌风险处于不可接受水平,对成人（男/女）的致癌风险大于儿童;油麦菜、圆白菜对不同人群的致癌风险高于四季豆。
邓芸芸[2]（2020）在《城市环境中二恶英类化合物的分布与来源解析研究》文中研究表明上海是中华人民共和国省级行政区、直辖市,中国国际经济、金融、贸易、航运、科技创新中心,国家物流枢纽。大型城市由于众多人口带来经济不断增长的动力的同时,生活垃圾焚烧、汽车尾气、工业化学品的生产、使用和处置带来的二恶英类化合物环境污染问题不容忽视。二恶英类化合物是一类含卤族元素的持久性有机污染物,具有典型的难降解,强亲脂,长距离迁移特点,也具有生物毒性,内分泌干扰性和“三致”作用。纵观全国,上海地区二恶英类化合物的分析研究相对较少,其中溴代二恶英类化合物的研究更少。本研究建立了二恶英类化合物（PCDD/Fs,dl-PCBs,PBDD/Fs）以及PBDD/Fs重要前驱化合物PBDEs的前处理净化分离方法。选取上海市区（外环以内）两个生活垃圾焚烧炉周边场地作为城市典型污染源周边研究区域;选取上海地区16个行政区域中44个市级环境大气监控点作为城市背景研究区域,研究上海城市典型污染源周边和背景区域土壤和环境大气样品中PCDD/Fs,dl-PCBs,PBDD/Fs和PBDEs的含量、异构体的分布特征,以及对可能污染来源进行定性和定量解析。最后综合上海城市环境介质中PCDD/Fs,dl-PCBs,PBDD/Fs和PBDEs的污染水平,对上海城市居民由于这4类化合物的环境暴露所带来的健康风险进行评估。研究所得主要结论如下:1)本研究使用含有硝酸银硅胶的硅胶柱以及佛罗里土柱可以同时对PCDD/Fs,dl-PCBs,PBDD/Fs和PBDEs进行有效的完全分离和净化。2)对于上海典型污染源周边土壤:PCDD/Fs的毒性当量浓度范围为0.362～31.4 ng·WHO-TEQ·kg-1(平均值为2.72 ng·WHO-TEQ·kg-1);dl-PCBs的毒性当量浓度范围为0.0111～3.79 ng·WHO-TEQ·kg-1(平均值为0.363ng·WHO-TEQ·kg-1);PBDD/Fs的毒性当量浓度范围为0.561～15.9ng·WHO-TEQ·kg-1(平均值为3.66 ng·WHO-TEQ·kg-1);PBDEs的浓度范围为0.819～89.6 ng·g-1(平均值为30.9 ng·g-1)。3)对于上海典型污染源周边环境大气:PCDD/Fs的毒性当量浓度范围为0.0309～0.507 pg·WHO-TEQ·m-3(平均值为0.168pg·WHO-TEQ·m-3);dl-PCBs的毒性当量浓度范围为0.00641～0.104 pg·WHO-TEQ·m-3(平均值为0.0377pg·WHO-TEQ·m-3);PBDD/Fs的毒性当量浓度范围为0.0138～0.115 pg·TEQ·m-3(平均值为0.0443 pg·TEQ·m-3);PBDEs的浓度范围为41.9～982 pg·m-3(平均值为175 pg·m-3)。上海典型污染源周边环境大气中PCDD/Fs、dl-PCBs、PBDD/Fs和PBDEs的季节变化各不相同,表明上海典型污染源周边不同季节环境大气中PCDD/Fs、dl-PCBs、PBDD/Fs和PBDEs的浓度主要受到污染源而非气候的影响。4)上海城市背景区域环境大气中PCDD/Fs、dl-PCBs和PBDEs的平均值分别为0.0426 pg·WHO-TEQ·m-3、0.00659 pg·WHO-TEQ·m-3和119pg·m-3。上海城市背景区域环境大气中PCDD/Fs、dl-PCBs和PBDEs的含量明显低于上海城市典型污染源周边。5)利用主动采样和被动采样技术对上海地区环境大气中PCDD/Fs、PCBs、PBDD/Fs和PBDEs进行研究。对于PCDD/Fs、PCBs和PBDEs,两种采样技术获取的含量水平、异构体特征、季节特征一致,说明被动采样技术可以很好的应用于这3类化合物的研究;而被动采样技术在PBDD/Fs这类化合物的监测和研究中的应用还需要进一步确认。6)定性定量源解析结果表明上海城市环境中PCDD/Fs主要来源为交通污染源、钢铁工业以及垃圾焚烧源;dl-PCBs主要来源为商业PCB产品处置来源、垃圾焚烧源、和工业生产来源;PBDEs来源主要为商业PBDEs产品使用和处置来源;PBDD/Fs则主要受到到商业deca-BDE产品以及电子废物中溴代阻燃剂的影响。城市环境土壤中PBDD/Fs有明显的除大气干湿沉降以外的来源。由于溴系阻燃剂目前仍然在中国大规模生产和使用,城市典型污染源周边溴代有机污染物的影响需要进一步被关注。7)上海城市区域成人和儿童的二恶英类化合物（PCDD/Fs、dl-PCBs和PBDD/Fs）环境暴露健康风险都可接受范围内。但是上海城市典型污染源周边儿童二恶英类化合物环境暴露致癌健康风险达到10E-5级别,需要进一步被关注。上海城市地区居民BDE-209环境暴露的致癌健康风险值在10E-11级别,其环境暴露带来的健康风险可以忽略不计,但需要关注环境中大量存在的BDE-209可能转化为毒性更强的化合物,如PBDD/Fs,以及由此所带来的环境暴露风险。
朱含露[3]（2020）在《三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究》文中认为多氯联苯（PCBs）是一类广泛存在于环境中的持久性有机污染物,具有三致效应。研究表明其在环境中残留污染浓度较高,且性质稳定很难降解。本论文选取了三种不同类型可生物降解的绿色表面活性剂,通过实验筛选出对土壤中六氯联苯PCB138洗脱效果最好的表面活性剂。洗脱后土壤和洗脱液中的PCB138分别选择白腐真菌中的黄孢原毛平革菌和高铁酸钾进行降解分析,并对影响降解的因素进行了分析。实验结果表明,选取的三种类型绿色表面活性剂:月桂酰基氨酸钠（阴离子型表面活性剂）、十二烷基二甲基甜菜碱（两性表面活性剂）和辛基酚聚氧乙烯醚（非离子型表面活性剂）对土壤中PCB138均具有一定的洗脱作用,其中阴离子型表面活性剂月桂酰基氨酸钠的洗脱效果最好,在浓度为5000mg/L时,洗脱率为33.94%。辛基酚聚氧乙烯醚次之,十二烷基二甲基甜菜碱洗脱效果相对较弱。改性后高铁酸钾对土壤洗脱液中的PCB138有明显的降解效果。动力学分析结果表明,高铁酸钾、柠檬酸络合高铁酸钾、包覆型高铁酸钾和缓释型高铁酸钾对土壤洗脱液中PCB138降解过程符合一级反应动力学方程,反应速率常数分别为:0.0149 h-1,0.0128 h-1,0.0048h-1和0.0154 h-1;土壤中PCB138的降解率随着高铁酸钾的投加量的升高呈现先升高后减小的趋势;在反应体系的p H在中偏酸性的条件时PCB138的降解效果相对较好;洗脱液浓度越大,PCB138的降解率越低;黄孢原毛平革菌对洗脱后土壤中PCB138降解实验的结果表明,黄孢原毛平革菌对PCB138有一定的降解作用,降解4周时,PCB138降解率为17.26%。该论文有图21幅,表8个,参考文献103篇。
陈小云[4]（2020）在《废弃电子垃圾拆解地稻田多氯联苯污染及风险评估》文中提出由于污染严重,我国取缔了粗犷的电子垃圾拆解活动,许多电子垃圾拆解地被废弃。然而,传统的农业生产（如水稻种植）仍在这些场地进行,其潜在的生态和健康风险尚不清楚。多氯联苯（PCBs）是废弃电子垃圾拆解地环境中一类重要污染物。本研究测定了废弃电子垃圾拆解地稻田土壤、福寿螺和稻米中PCBs含量,探寻了这些污染物在福寿螺体内的生物蓄积特征,评估了当地居民通过食用稻米造成的PCBs膳食暴露风险,研究了电子垃圾拆解活动取缔后福寿螺和稻米中PCBs含量的时间变化趋势。主要的研究结果如下:福寿螺中∑PCBs的平均含量（53 ng/g干重）比对照区高出近9倍,表明尽管粗犷的电子垃圾拆解回收活动已取缔,当地PCBs污染仍然严重。福寿螺中PCBs含量与土壤中PCBs含量具有显着相关性,且同系物组成也与稻田土壤一致,表明福寿螺可以作为稻田PCBs污染合适的生物指示物。PCBs的生物-土壤蓄积因子（BSAF）范围在0.31到1.9之间,大多数值为1～2,表明可以利用理论模型估测稻田土壤中PCBs的生物蓄积能力。废弃的电子垃圾拆解地稻米中∑PCBs的平均含量范围为2.98～30.8 ng/g干重,比对照区高出1～2个数量级。在中值暴露情况下,成人和儿童通过稻米摄入∑PCBs平均日摄入量（EDI）分别为18.0～184 ng/kg体重/天和34.1～350 ng/kg体重/天,已经接近甚至超过了∑PCBs膳食暴露含量限值（20 ng/kg体重/天）。健康风险评估结果显示,当地居民食用PCBs污染的大米具有较高的健康风险,应引起高度关注。粗犷的电子垃圾拆解活动取缔后,稻田福寿螺中∑PCBs的含量显着下降,但稻米中∑PCBs的含量在取缔前后并无显着变化。
杨俊玲[5]（2020）在《湛江红树林底泥中PCBs降解菌的分离鉴定及其降解特性研究》文中进行了进一步梳理多氯联苯（Polychlorinated biphenyls,PCBs）是一种环境中长期存在的持久性有机污染物,易在生物体内蓄积引起多种生物毒性,严重威胁生态与生物安全。红树林是海岸潮间带一种独特的生态系统,微生物资源丰富,本试验基于红树林相关降解菌的研究,旨在寻找高效的PCBs降解菌,通过生物修复治理PCBs环境污染。本研究主要进行了以下试验:（1）本试验以广东省湛江市高桥镇红树林国家级自然保护区为研究对象,采集高、中、低潮带3种生境底泥进行微生物宏基因组测序;（2）在原生数据分析的基础上,利用MM30无机盐培养基对红树林底泥微生物进行富集、驯化,再对富集培养物进行分离、鉴定;（3）通过气相色谱-质谱联用仪（Gas Chromatography-Mass Spectrometer,GC-MS）检测PCBs降解体系中PCBs的浓度,探究目标菌株对PCBs的降解效果。研究结果表明:（1）3组湛江红树林底泥生境样本的序列数、多样性指数和覆盖率均处于较高水平,OTU数目统计发现,在3组样本底泥样品中共获得了10054个OTU（S1:6761个、S2:7866个、S3:8073个）,分属60个不同的细菌门;多样性指数方面,Chao1曲线和Shannon曲线后期均趋于平缓,说明样品测序数据量足够大足以反映样品中绝大多数微生物的物种信息;Shannon指数分布在4.94和6.03之间,Simpson指数在0.004775与0.021409之间,跨度较大,多样性明显。绝大部分OTU都分类到了门水平（Phylum）、目水平（Order）,但是仍然有部分无法完全分类、注释,说明红树林微生物多样性丰富,含有存量较少的细菌种类,且仍有大量的细菌没有被测序发现,值得我们进一步发掘。在门水平上进行分析,3组共18个样品聚类到60个菌门,其中变形菌门（Proteobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、放线菌门（Actinobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）和酸杆菌门（Acidobacteria）在各样品中占比均超过80%,是环境中的优势菌,不同样点中各类群比例略有差异。（2）试验筛选分离得到S3-1、LW3和S2-23株PCBs拟降解菌。经鉴定发现S3-1为革兰氏阳性球菌,与KU163265.1（Proteobacteria Aquamicrobium defluvii strain TLA-7 16S）菌株同源性高达99.26%,属变形菌门丙酸杆菌属细菌;LW3与NC＿016845.1（Klebsiella pneumoniae subsp.pneumoniae HS11286）同源性高达98%%,是革兰氏阴性克雷伯菌;S2-2是革兰氏阴性的潘多拉菌,与菌株NZ＿CP009553.3（Pandoraea pnomenusa strain DSM 16536）有99.09%的相似性。（3）在10%的接种量下分别接入C1（5 mg/L）、C2（10 mg/L）、C3（20 mg/L）、C4（40 mg/L）和C5（60 mg/L）5个不同浓度梯度的降解体系,反应96 h后,3种菌最终降解率均在96%以上,总体降解效果较好。综上所述,湛江红树林底泥微生物多样性良好,分离得到的S3-1（Proteobacteria Alphaproteobacteria）、S2-2（Pandoraea pnomenusa strains）和LW3（Klebsiella pneumoniae subsp）3种降解菌株在一定条件下能够降解PCBs,对污染土壤的实际修复具有指导作用,为海洋环境及鱼粉等海洋资源PCBs污染的生物修复提供试验依据。
李向南[6]（2019）在《2011-2017年间太湖鱼体中OCPs和PCBs的暴露水平、时间趋势和健康风险评估》文中研究指明有机氯农药（organochlorine pesticides,OCPs）和多氯联苯（Polychorinated biphenyls,PCBs）是重要的环境持久性有机污染物。OCPs中最为常见的包括滴滴涕和它的降解产物（DDTs）、4种构型的六六六（HCHs）和六氯苯（HCB）等;PCBs则由具有不同氯取代数的209种同类物组成。OCPs和PCBs会对人类和生物产生不良影响,目前已被世界各国禁止使用。但由于这些污染物的持久性特征,仍在各类环境介质中普遍存在,在淡水鱼中也有不同污染水平的OCPs和PCBs。人群通过食用鱼类后产生OCPs和PCBs的饮食暴露,进而有可能引起潜在的健康风险,需要加以关注。太湖是中国第三大淡水湖,同时也是长三角地区重要的渔业基地。本文从2011年到2017年按年度采集了太湖五种鱼类共173个样品,分析研究了这些样本中OCPs和PCBs的污染水平。研究结果表明:太湖鱼体中OCPs（DDTs,HCHs,HCB）和PCBs污染浓度水平为77.8–654 ng/g脂重和16.7–84.4 ng/g脂重,污染程度处于世界中等水平;组成分布特征显示DDTs是其中最主要的有机氯农药,占OCPs总浓度的97.9%;四到六氯取代的PCBs是最主要的多氯联苯污染物,尤其是五氯联苯,平均浓度百分比为26.5%,其次是四氯联苯（23.7%）和六氯联苯（19.9%）;来源解析表明,太湖鱼体中OCPs和PCBs的污染主要来源于历史的残留物。通过对太湖鱼体中OCPs和PCBs污染浓度变化与区域社会发展相关因素指标之间的统计学分析研究,发现鱼类中污染物的浓度变化和区域社会发展相关指标存在着显着性相关性,其中DDTs和PCBs的浓度变化随着区域第二产业从事人数比例分别平均每年下降7.1%和4.9%,而HCB的浓度每年增加19.7%,HCHs没有发现类似趋势;然而HCB浓度水平的增加可能与工业生产,工业制造的燃烧排放和废物处理有关,需要进一步分析研究。消费太湖鱼类的健康风险评估数据显示,采用太湖五种鱼体样品中的平均浓度,在叠加效应下的目标污染物（DDTs、HCHs和PCBs）的平均总日摄入量（EDI）为3.01 ng/kg bw d–5.41 ng/kg bw d（儿童）,成人为2.65 ng/kg bw d–4.76 ng/kg bw d,远远低于世界卫生组织和食品农业组织规定值。儿童的摄入量都普遍高于成人,需要多加关注。食用太湖鱼类鱼产生DDTs、HCHs和PCBs的风险指数值（除DDT中鲫鱼和翘嘴红鲌）外都小于1,表明食用太湖鱼类基本不会产生对人体产生潜在的致癌和非致癌性健康风险。太湖鱼体中OCPs和PCBs共存时对致癌和非致癌性的相对风险值贡献率不一样。致癌风险中DDTs引起的相对风险值占比达到63%,在非致癌风险中则以PCBs为主,占比高达80%。
熊楠[7]（2019）在《典型地区二恶英及其类似物的暴露水平评估及标准物质研制》文中研究指明二恶英及其类似物是典型持久性有机污染物,具有高毒性、亲脂性、生物蓄积性等,并能通过食物链进入人体。膳食摄入是人类摄入二恶英类化合物的主要途径,尤其是动物源性食品,例如:鱼类、肉类、蛋类、乳制品类等,长期暴露可导致严重健康威胁。因此,食品中二恶英类化合物污染状况以及由此导致的人体暴露受到全球的重点关注。因此本论文主要围绕动物源性食品中二恶英类化合物进行了如下的工作:（1）典型地区猪油中二恶英及其类似物水平及膳食暴露评估;（2）湖北省动物源性食品中NDL-PCBs水平及膳食暴露评估;（3）鱼肉中二恶英、多氯联苯标准物质研制。研究的主要内容与结果如下:1.在某省5个地区（GXGPN、GXYLBB、GXHCJCJ、GXGLYS、GXWECW）共采集猪油样品30份。样品经过前处理后,用同位素稀释-高分辨气相色谱/高分辨磁质谱法进行检测分析,结果显示GXGGPN地区猪油中PCDD/Fs的浓度最高,为1.65 pg?g-1 fat。猪油样品中PCDD/Fs的总含量范围为0.245.5 pg?g-1 fat,平均值为1.4 pg?g-1 fat;DL-PCBs的总含量范围为2.426 pg?g-1 fat,平均值为9.9 pg?g-1 fat。猪油中TEQPCDD/Fs+DL-PCBs含量范围为0.0280.26 pg?g-1 fat,平均值为0.073pg?g-1 fat。其中,OCDD对PCDD/Fs总含量的贡献率最高,占72.3%,平均值为1.0 pg?g-1 fat;PCB118对DL-PCBs总含量的贡献率最高,占61.6%,平均值为6.1pg?g-1 fat。由此可推断出猪油中二恶英及其化合物主要来源于垃圾焚烧厂、化工厂及油漆厂等废气、废渣的排放。该省居民食用猪油的平均膳食暴露水平为0.47pg TEQ-1kg bw-1month,处于较低健康风险水平。2.在湖北省9个地区共采集300份动物源性食品样品（水产类、肉类、奶类、蛋类）。经过前处理后,用同位素稀释-高分辨气相色谱/高分辨磁质谱法对其中6种指示性PCBs进行检测分析,结果显示湖北省地区鱼类中NDL-PCBs平均含量最高,为266.255 pg?g-1 ww;其次是肉类,为48.712 pg?g-1 ww;奶类和蛋类分别为26.535 pg?g-1 ww、18.543 pg?g-1 ww。PCB28、PCB153对总含量的贡献率最高,分别为31.43%、30.49%。由此可以推断出指示性PCBs主要来源于电力电容器的浸渍剂以及油漆、树脂、结合剂等材料的添加剂。湖北省居民水产类膳食摄入量为0.256 ng?kg-1bw?day-1,肉类膳食摄入量为0.054 ng?kg-1bw?day-1,奶类膳食摄入量为0.01 ng?kg-1bw?day-1,蛋类膳食摄入量为0.01 ng?kg-1bw?day-1。水产类占4种膳食摄入总量的79.56%,是居民摄入NDL-PCBs的主要来源。3.本研究选择满足候选物筛选原则和要求的鱼肉样品作为标准物质候选物,经过混匀、分装、冻干、粉碎制成鱼粉。然后,对鱼粉样品进行前处理,再用同位素稀释-高分辨气相色谱/高分辨磁质谱法对鱼粉中二恶英、多氯联苯进行测定,经均匀性和稳定性试验后,采用多家实验室协作定值的方法对鱼肉中二恶英、多氯联苯的含量进行定值以及不确定度分析,结果显示经单因素分析和F检验,瓶间均匀性试验的检验值F均小于临界值F0.01（9,20）。稳定性试验结果显示定值化合物满足一元线性拟合方程中斜率|b1|<t（0.95,2）?s（b1）,表明特征值变化趋势无统计学意义。该标准物质的研制为二恶英、多氯联苯检测提供指控参考和能力评价。
汤丁丁,乔伟,史德亮,李亚龙,姚付启[8]（2018）在《熔盐电化学处理多氯联苯的技术研究》文中指出采用碱性熔盐电化学方法处理多氯联苯（PCBs）污染物,该处理技术通过电解的方式原位产生氧化剂和还原剂,并以碱性高温熔盐作为反应介质促进分解反应的发生。通过考察PCBs浓度、熔盐体系、反应温度、工作时间、电解电压等工艺参数对PCBs处理效率的影响,探索最佳PCBs处理工艺条件。试验结果表明:PCBs的去除效率随反应温度和电解电压的升高而提高,随进样量的增多和运行时间的延长而降低;此外,不同熔盐组分也会影响PCBs的去除效率;在优化后的工艺参数条件下,采用1 h预电解的方式,多氯联苯的去除效率达到了99%以上。研究成果为PCBs等氯代芳香烃的治理提供了新的途径。
程晨[9]（2017）在《上海市大气干湿沉降中持久性有机污染物的时空分布、来源判析和风险评价》文中指出持久性有机污染物（Persistent Organic Pollutants,简称POPs）指由人工合成的,在生物体脂肪内具有积累性、高毒性和环境中难降解性的并可实现远距离迁移的有机污染物,包括多环芳烃（PAHs）、多氯联苯（PCBs）和有机氯农药（OCPs）等。持久性有机污染物具有“致癌、致畸、致突变”的三致效应,对人和动物的神经、内分泌和免疫系统均有抑制、干扰或破坏的作用,因此对人类以及人类赖以生存的生态系统危害极大。本研究依托上海市环保局招标项目:“上海市降水降尘中持久性毒害污染物调查与对策研究（2010-04）”,以上海市干湿沉降为研究对象,运用多种研究手段对2010年11月至2011年10月间上海市干湿沉降中16种优先控制PAHs、12种类二恶英PCBs（DL-PCBs）和多种常见OCPs的时空分布特征、污染物来源进行研究,并进行初步的健康风险评价和环境风险评价。主要研究内容如下:（1）根据对2010年11月至2011年10月间,上海市18个行政区20个采样点大气干湿沉降样品的分析,各点位逐月湿沉降中PAHs含量在0.07～0.67μg·L-1之间变化,在2011年1月至6月,湿沉降中PAHs含量逐月增加明显,在7月～10月,湿沉降中PAHs含量逐月降低。全市湿沉降中PAHs沉降平均通量为20.8μg·m-2·month-1。干沉降中PAHs的含量范围为3.60至92.15μg·g-1,全市干沉降中PAHs沉降平均通量为123.34μg·m-2·month-1。从时间和季节角度分析,极高值均出现在冬季和春季（12月、1月、4月和5月）,该两个季节也是我国偶发性沙尘天气的高发季节。上海市大气介质中PAHs主要通过干沉降方式迁移至地表。（2）湿沉降中DL-PCBs逐月含量在ND至0.16μg·L-1之间变化,其中2011年4月没有检出。全市湿沉降中DL-PCBs平均含量为0.03μg·L-1,平均沉降通量为3.61μg·m-2·month-1。干沉降中DL-PCBs平均含量为0.18μg·g-1,逐月平均含量随时间变化呈明显的“v”形变化特征。全市DL-PCBs干沉降平均通量为0.65μg·m-2·month-1。从总沉降通量角度分析,上海市大气中DL-PCBs通过湿沉降方式实现迁移至地表的强度明显高于通过干沉降的方式。（3）湿沉降中未检出OCPs,干沉降中检出的OCPs为DDTs、HCB和Mirex,其中Mirex仅在PD2点位检出。干沉降中DDTs浓度变化范围为ND至0.68μg·g-1,HCB浓度变化范围为ND至2.49μg·g-1,Mirex含量范围为ND～1.81μg·g-1。三种农药在干沉降中含量与气象参数间线性相关性不明显。从沉降通量角度分析,全市OCPs干沉降平均通量为0.78μg·m-2·month-1。郊区OCPs月均干沉降通量为0.77μg·m-2·month-1 高于城区 OCPs 月均干沉降量0.65μg·m-2·month-1。（4）根据多种判源方式判断,2010年11月至2011年10月间上海市大气湿沉降中PAHs可能主要来自以煤燃烧、热电厂、汽油燃烧和柴油燃烧为特征的污染源。根据PMF模型计算,煤燃烧贡献占16.4%;汽油燃烧贡献占14.7%;热电厂贡献占13.8%和柴油燃烧贡献占13.7%。对上海市大气干沉降中PAHs来源进行判断,结果显示研究期间上海市大气干沉降中PAHs可能主要来自于煤燃烧、热电厂和汽柴油燃烧为特征的污染源。经模型计算,煤燃烧贡献占19.0%;汽油燃烧贡献占18.4%;热电厂贡献占18.0%,该三个污染源占总污染贡献的55.4%。本市大气干、湿沉降中PAHs普遍来自于机动车尾气排放相关的汽、柴油燃烧。冬、春季本市易受来自热电厂性质PAHs污染源排放的影响。热电厂是北方地区集中供暖的主要热源,201 1年1-3月间本市受多股较强南下气流影响,大气环境中PAHs可能受输入性外来污染源影响显着。（5）结合多种判源方式综合判断分析,在本研究期间上海市各站点干湿沉降中DL-PCBs成分均以五氯代PCBs为主,其次为七氯代PCBs,且干沉降中DL-PCBs成分相对复杂。对比PCBs产品谱图及之前的国内外相关研究成果综合判断,上海市干湿沉降中DL-PCBs普遍显示可能受到来自于含DL-PCBs成分的KC系列产品,尤其是KC600的影响,这与同系物成分特征分析结果相一致。上海市大气干湿沉降中可能受KC600和Aroclor1260影响的因子,累加污染贡献均接近或超过一半,其中中心城区湿沉降中DL-PCBs污染贡献受KC600影响的可能占比为20.6%,受Aroclor1260影响的可能占比为29.6%;干沉降中受Aroclor1260影响的可能占比为26.5%,受KC600和Aroclor1260混合源影响的可能占1 8.7%。结合谱图及之前的国内外相关研究成果综合判断,本市大气干湿沉降中DL-PCBs来源可能并非以本地国产的低氯代PCBs产品为主,更有可能来自于环境中Aroclor1260、KC600等产品的历史使用残留。（6）OCPs仅在干沉降中有三种物质被检出。利用已有研究成果判断,上海市干沉降中DDTs类污染物除来自于本地历史残留外,可能还有“新”的DDTs污染物输入且2、3月份干沉降中DDTs主要可能来源于工业DDTs。在HCHs中仅HCB有检出。结合之前对上海市大气干湿沉降中OCPs时空变化特征的分析,研究期间本市受到偶发性沙尘天气作用,本市干沉降中DDTs及HCB除本地源外,同时可能受外部污染物输入影响。通过对PD2采样点位四周表层土壤进行分析确认,该采样点区域干湿沉降中Mirex主要受到周边土壤中因历史上农业耕作所施用的高浓度Mirex类农药残留影响。（7）对PAHs进行健康风险评价,结果显示湿沉降中PAHs儿童皮肤接触日均暴露量是成人的2-3倍。干沉降中PAHs通过呼吸途径对成人和儿童的日均暴露量相对于其他途径高很多,尤其对于儿童。对DL-PCBs进行健康风险评价,结果显示干沉降中DL-PCBs通过呼吸途径对成人和儿童的日均暴露量远高于湿沉降。干沉降的吸入暴露途径和湿沉降的皮肤接触暴露途径对儿童的暴露量均大于成人。干沉降中DL-PCBs对人体健康产生的风险危害较湿沉降高出10-100倍左右。儿童在皮肤接触、呼吸暴露途径下的总体健康风险均高于成人。对OCPs的健康风险评价结果为,干沉降中DDTs、HCHs对儿童的暴露风险是成人的2-4倍。HCHs对成人、儿童的暴露风险是DDTs的5-8倍左右。从风险水平及可接受程度分析,上海市干湿沉降中各类POPs的健康风险值均仍处于极低风险水平。（8）应用已有的多介质环境风险理论模型测算,以2010年11月至2011年10月的上海市大气POPs干湿沉降通量模拟计算,POPs对浅层地下水的影响仍较小,在可控范围内。上海市北部区域更易受到以PAHs为主要污染物的影响。以加拿大居住用土壤环境质量为标准,以研究期间上海市大气POPs干湿沉降沉降通量模拟计算,POPs对浅层土壤的影响较浅层地下水严重。从区域而言,CM采样点区域为主的上海市北部区域更易受到以PAHs为主要污染物的影响,计算结果显示PAHs中Nap、Acy和Flo很可能在未来20-30年内对该区域的表层土壤环境质量产生威胁。
许志彬[10]（2017）在《气相色谱—四极杆飞行时间质谱法同时测定水产品中19种多氯联苯》文中进行了进一步梳理多氯联苯（Polychlorinated Biphenyls,PCBs）是一类持久性有机污染物,广泛存在于水体环境中,通过水产生物体内富集、食物链累积放大,最终对人体健康造成危害。目前,我国检验机构对水产品中19种多氯联苯（包括7种指示性多氯联苯和12种风险监控多氯联苯）污染量的监控检测,主要依据GB 5009.190-2014中的气相色谱质谱法,该法前处理繁杂,试剂消耗量大、实验材料多,处理时间长。因此,为了监控掌握水产品中多氯联苯的污染情况,建立一种对PCBs的快速简便、满足日常批量检测需求的分析检测方法具有重要的现实意义。本研究首先优化了样品前处理条件,大大缩短了前处理时间,建立了同时测定水产品中19种多氯联苯的气相色谱-四级杆飞行时间质谱法,针对广州市市售水产品有可能存在多氯联苯污染的安全隐患,运用新建方法对市售水产品进行了多氯联苯残留的抽查检测,考察了其中7种指示性多氯联苯是否符合国家安全指标,并以毒性当量、接触风险指数、致癌风险指数等指标评估了19种多氯联苯对人体健康的影响。本研究可为广州市市售水产品中多氯联苯污染的风险监测提供一定的科学数据以及检测和评估方法。具体研究内容和结果如下:1.以优化探索一种快速测定水产品中19种多氯联苯方法为目的,建立了一种快速简便的前处理方法。方法采用丙酮和石油醚混合溶液为提取溶剂,利用分散高速匀质法提取19种多氯联苯,提取液用浓硫酸和层析柱进行双重净化,正已烷洗脱。相比国标法前处理需时3天,该法操作简单,耗材少,2小时内可完成提取和净化,大大缩短了前处理时间,适用于水产品中19种多氯联苯的快速提取除杂,满足日常检测的样品批量前处理。2.建立了同时测定水产品中19种多氯联苯的气相色谱-四级杆飞行时间质谱法。上述提取液经气相毛细管柱分离,以1.5 m L/min流速的氦气作为载气,电子轰击离子源电离,用TOF/MS全扫描模式采集数据,以保留时间和离子精确质量数定性,外标法定量,建立了水产品中19种多氯联苯同时测定的方法。结果显示,19种多氯联苯在5.0μg/L500.0μg/L范围内线性良好,相关系数大于0.9986,方法检出限（LOD,S/N=3）介于0.12μg/kg1.07μg/kg,方法定量限（LOQ,S/N=10）介于0.40μg/kg3.57μg/kg。在5.0μg/kg、10.0μg/kg、20.0μg/kg三种加标水平下,19种多氯联苯的平均回收率介于79.6%103.4%,日内相对标准偏差介于2.2%9.6%;在20.0μg/kg、100.0μg/kg、200.0μg/kg三种加标水平下,19种多氯联苯的平均回收率介于77.4%104.6%,日间相对标准偏差介于2.7%9.8%。表明建立的检测方法准确、灵敏、可靠,可用于水产品中19种多氯联苯的监督检测。3.采用所建立的分析检测方法对广州市市售水产品进行检测,并对其多氯联苯污染量进行风险评估。选取60个鱼、虾、贝、蟹等各类有代表性市售水产品进行测定。结果显示:市售水产品中19种多氯联苯检出量总量在4.4590.80μg/kg范围内,平均值为27.43μg/kg,7种指示性多氯联苯检出量总量在034.92μg/kg之间,平均值为12.43μg/kg。其中鱼类样品中19种多氯联苯检出总量在4.4577.68μg/kg之间,平均值为24.53μg/kg,七种指示性多氯联苯检出量在028.42μg/kg范围内,平均值为10.46μg/kg;虾类样品中19种多氯联苯检出总量在5.8534.97μg/kg之间,平均值为17.77μg/kg,七种指示性多氯联苯检出量在2.8623.27μg/kg范围内,平均值为9.45μg/kg;贝类样品中19种多氯联苯检出总量在9.0990.80μg/kg之间,平均值为35.80μg/kg,七种指示性多氯联苯检出量在4.6334.92μg/kg范围内,平均值为17.03μg/kg;蟹类样品中19种多氯联苯检出总量在33.0159.70μg/kg之间,平均值为44.50μg/kg,七种指示性多氯联苯检出量在9.6726.50μg/kg范围内,平均值为19.04μg/kg。调查显示,市售水产品中7种指示性多氯联苯污染检出量远远低于国家标准要求,各类水产品多氯联苯污染量大小依次为:蟹类>贝类>鱼类>虾类。而19种多氯联苯污染的毒性当量均值为1.02×10-1 pg TEQ/g、接触风险指数均值为1.6×10-2、致癌风险指数数据均值为1.6×10-5,均处于人体可接受范围内,表明广州市的市售水产品处于一个质量良好的状况。
二、多氯联苯(PCBs)焚烧处理技术（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、多氯联苯(PCBs)焚烧处理技术（论文提纲范文）
（1）电子垃圾拆解废渣—土壤—蔬菜中多氯联苯污染特征与健康风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景与现状 |
| 1.1.1 电子垃圾研究现况 |
| 1.1.2 多氯联苯研究概述 |
| 1.1.3 含PCBs电子垃圾危害 |
| 1.1.4 土壤中PCBs研究现况 |
| 1.1.5 土壤PCBs向蔬菜迁移能力与蔬菜积累差异性 |
| 1.1.6 蔬菜中PCBs研究现况 |
| 1.1.7 研究目的与意义 |
| 1.2 技术路线图 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究地区概况 |
| 2.2 样品采集与分析 |
| 2.3 污染特征分析法 |
| 2.3.1 相关性分析法 |
| 2.3.2 生物浓度因子法 |
| 2.3.3 毒性当量因子法 |
| 2.4 环境健康风险评估法 |
| 2.4.1 危害识别 |
| 2.4.2 剂量-反应关系 |
| 2.4.3 暴露评估 |
| 2.4.4 风险表征 |
| 2.5 统计学方法 |
| 2.6 质量控制 |
| 2.6.1 采样前准备与现场质量控制 |
| 2.6.2 实验室质量控制 |
| 3 结果与讨论—PCBs污染特征 |
| 3.1 废渣-土壤-蔬菜系统中总PCBs水平 |
| 3.1.1 废渣中总PCBs水平 |
| 3.1.2 土壤中总PCBs水平 |
| 3.1.3 蔬菜中总PCBs水平 |
| 3.1.4 土壤与蔬菜中总PCBs水平关系 |
| 3.2 废渣-土壤-蔬菜系统中PCBs同系物分布 |
| 3.2.1 废渣中PCBs同系物分布 |
| 3.2.2 土壤中PCBs同系物分布 |
| 3.2.3 蔬菜中PCBs同系物分布 |
| 3.2.4 土壤与蔬菜中指示性与类二恶英PCBs同系物关系 |
| 3.3 废渣-土壤-蔬菜系统中PCBs氯代数分布 |
| 3.3.1 废渣中PCBs氯代数分布 |
| 3.3.2 土壤中PCBs氯代数分布 |
| 3.3.3 蔬菜中PCBs氯代数分布 |
| 4 结果与讨论—环境健康风险评估 |
| 4.1 危害识别 |
| 4.2 剂量-反应关系 |
| 4.3 暴露评估 |
| 4.3.1 人群暴露参数 |
| 4.3.2 人体暴露土壤PCBs的日均暴露量 |
| 4.3.3 人体暴露蔬菜PCBs的日均暴露量 |
| 4.3.4 人体暴露土壤PCBs的终生日均暴露量 |
| 4.3.5 人体暴露蔬菜PCBs的终生日均暴露量 |
| 4.4 风险表征 |
| 4.4.1 人体暴露土壤PCBs的非致癌风险 |
| 4.4.2 人体暴露蔬菜PCBs的非致癌风险 |
| 4.4.3 人体暴露土壤与蔬菜PCBs的综合非致癌风险 |
| 4.4.4 人体暴露土壤PCBs的致癌风险 |
| 4.4.5 人体暴露蔬菜PCBs的致癌风险 |
| 4.4.6 人体暴露土壤与蔬菜PCBs的综合致癌风险 |
| 4.4.7 不确定性分析 |
| 5 结论、展望与不足 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 主要创新点 |
| 5.3 研究不足与展望 |
| 5.3.1 研究不足 |
| 5.3.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 英文缩略词表 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（2）城市环境中二恶英类化合物的分布与来源解析研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1. 研究背景 |
| 1.2. 二恶英类化合物和多溴联苯醚的物理和化学性质 |
| 1.2.1. 氯代二恶英类化合物 |
| 1.2.2. 多氯联苯 |
| 1.2.3. 溴代二恶英类化合物 |
| 1.2.4. 多溴联苯醚 |
| 1.3. 环境中二恶英类化合物和多溴联苯醚的主要来源 |
| 1.3.1. 氯代二恶英类化合物 |
| 1.3.2. 多氯联苯 |
| 1.3.3. 溴代二恶英类化合物 |
| 1.3.4. 多溴联苯醚 |
| 1.4. 环境中二恶英类化合物的研究进展 |
| 1.4.1. 被动采样技术在环境中二恶英类化合物研究中的应用 |
| 1.4.2. 环境中二恶英类化合物的溯源研究 |
| 1.4.3. 环境中二恶英类化合物的健康风险评估 |
| 1.5. 课题研究意义及研究内容 |
| 1.5.1. 研究意义 |
| 1.5.2. 研究内容 |
| 第2章 研究区域和研究方法 |
| 2.1. 研究区域概况 |
| 2.2. 样品采集工作 |
| 2.2.1. 上海城市典型污染源周边(生活垃圾焚烧发电厂A)样品采集 |
| 2.2.2. 上海城市典型污染源周边(生活垃圾焚烧发电厂B)样品采集 |
| 2.2.3. 上海城市背景区域大气、沉积物样品采集 |
| 2.3. 研究方法 |
| 2.3.1. 设备与材料 |
| 2.3.2. 样品前处理 |
| 2.3.3. 仪器分析 |
| 2.3.4. 质量保证和质量控制 |
| 2.4. 二恶英类化合物环境暴露健康风险评估 |
| 2.4.1. 二恶英类化合物人体暴露量评估模型 |
| 2.4.2. 人体健康风险评价 |
| 2.5. 数据分析 |
| 2.5.1. 数据统计分析 |
| 2.5.2. 污染物来源解析 |
| 第3章 样品中PCDD/Fs、PBDD/Fs、PBDEs和 PCBs同步分析方法的建立 |
| 3.1. PBDDs/Fs分析方法概述 |
| 3.1.1. PBDDs/Fs前处理净化方法概述 |
| 3.1.2. PBDD/Fs仪器分析方法研究 |
| 3.2. 仪器分析方法确定 |
| 3.2.1. 仪器分析参数 |
| 3.2.2. PBDD/Fs气相色谱分离条件 |
| 3.2.3. PBDD/Fs相对响应因子、定量范围以及仪器检出限 |
| 3.3. PBDD/Fs前处理方法确认 |
| 3.3.1. 样品的萃取 |
| 3.3.2. 样品的净化和分离 |
| 3.3.3. 前处理和净化流程总结 |
| 第4章 上海城市典型污染源周边土壤中二恶英类化合物的污染水平以及来源解析 |
| 4.1. 上海城市典型污染源周边土壤中PCDD/Fs的分布特征以及来源解析 |
| 4.1.1. 上海城市典型污染源周边土壤中PCDD/Fs的含量 |
| 4.1.2. 上海城市典型污染源周边土壤中PCDD/Fs的异构体组成 |
| 4.1.3. 上海城市典型污染源周边土壤中PCDD/Fs的来源解析 |
| 4.2. 上海城市典型污染源周边土壤中dl-PCBs的分布特征以及来源解析 |
| 4.2.1. 上海城市典型污染源周边土壤中dl-PCBs的含量 |
| 4.2.2. 上海城市污染源周边土壤中PCBs的异构体组成 |
| 4.2.3. 上海城市典型污染源周边土壤中PCBs的来源解析 |
| 4.3. 上海城市典型污染源周边土壤中PBDEs的分布特征以及来源解析 |
| 4.3.1. 上海城市典型污染源周边土壤中PBDEs的含量 |
| 4.3.2. 上海城市典型污染源周边土壤中PBDEs的异构体组成 |
| 4.3.3. 上海城市典型污染源周边土壤中PBDEs的来源解析 |
| 4.4. 上海城市典型污染源周边土壤中PBDD/Fs的分布特征以及来源解析 |
| 4.4.1. 上海城市典型污染源周边土壤中PBDD/Fs的含量 |
| 4.4.2. 上海城市典型污染源周边土壤中PBDD/Fs的异构体组成 |
| 4.4.3. 上海城市典型污染源周边土壤中PBDD/Fs的来源解析 |
| 第5章 上海城市典型污染源周边环境大气中二恶英类化合物的污染水平以及来源解析 |
| 5.1. 上海城市典型污染源周边环境大气中PCDD/Fs的分布特征以及来源解析(主动采样) |
| 5.1.1. 上海MSWI B周边环境大气中PCDD/Fs的含量 |
| 5.1.2. 上海MSWI B周边环境大气中PCDD/Fs的异构体组成 |
| 5.1.3. 上海MSWI B周边环境大气中PCDD/Fs的来源解析 |
| 5.2. 上海城市典型污染源周边环境大气中PCDD/Fs的分布特征以及污来源解析(被动采样) |
| 5.2.1. 上海MSWI A周边环境大气中PCDD/Fs的含量 |
| 5.2.2. 上海MSWI A周边环境大气中(被动采样)PCDD/Fs同系物特征 |
| 5.2.3. 上海MSWI A周边环境大气中PCDD/Fs的来源解析 |
| 5.3. 上海城市典型污染源周边环境大气中dl-PCBs的分布特征以及来源解析 |
| 5.3.1. 上海城市典型污染源周边环境大气中dl-PCBs的含量 |
| 5.3.2. 上海MSWI B周边环境大气中dl-PCBs的异构体组成 |
| 5.3.3. 上海MSWI B周边环境大气中dl-PCBs的来源解析 |
| 5.4. 上海城市典型污染源周边环境大气中PBDEs的分布特征以及来源解析 |
| 5.4.1. 上海城市典型污染源周边环境大气中PBDEs的含量 |
| 5.4.2. 上海城市典型污染源周边环境大气中PBDEs的异构体组成 |
| 5.4.3. 上海城市污染源周边环境大气中PBDEs的来源解析 |
| 5.5. 上海典型污染源周边环境大气中PBDD/Fs的分布特征以及来源解析 |
| 5.5.1. 上海MSWI B周边环境大气中PBDD/Fs的含量 |
| 5.5.2. 上海MSWI B周边环境大气中PBDD/Fs的异构体组成 |
| 5.5.3. 上海城市典型污染源周边环境大气中PBDD/Fs的来源解析 |
| 第6章 上海城市背景地区环境大气中二恶英类化合物的污染水平以及来源解析 |
| 6.1. 上海城市背景地区环境大气中PCDD/Fs的分布特征以及来源解析(被动采样) |
| 6.1.1. 上海城市背景地区环境大气中PCDD/Fs的的含量 |
| 6.1.2. 上海城市背景区域环境大气中PCDD/Fs异构体特征 |
| 6.1.3. 上海城市背景区域大气中PCDD/Fs来源分析 |
| 6.2. 上海城市背景区域环境大气中dl-PCBs的分布特征以及来源解析(被动采样) |
| 6.2.1. 上海城市背景区域环境大气中dl-PCBs的含量 |
| 6.2.2. 上海城市背景区域环境大气中dl-PCBs异构体特征以及来源解析 |
| 6.3. 上海城市背景区域环境大气中PBDEs的分布特征及来源解析(被动采样) |
| 6.3.1. 上海城市背景区域环境大气中PBDEs的含量 |
| 6.3.2. 上海城市背景区域环境大气中PBDEs异构体特征以及来源解析 |
| 6.4. 上海城市背景地区环境大气中PBDD/Fs的分布特征及来源解析(被动采样) |
| 第7章 上海城市区域二恶英类化合物人群暴露风险 |
| 7.1. 上海城市区域二恶英类化合物含量水平汇总 |
| 7.2. 上海城市区域二恶英类化合物土壤/灰尘接触摄入暴露评估 |
| 7.3. 上海城市区域二恶英类化合物呼吸暴露评估 |
| 7.4. 上海区域内人体暴露的健康风险评价 |
| 第8章 主要结论与研究展望 |
| 8.1 主要研究结论 |
| 8.2 研究展望与不足之处 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（3）三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 多氯联苯概述 |
| 1.2 多氯联苯污染现状 |
| 1.3 土壤中多氯联苯修复技术 |
| 1.4 高铁酸钾概述 |
| 1.5 白腐真菌在土壤修复中应用 |
| 1.6 研究意义、内容及技术路线 |
| 2 实验材料与分析检测方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.3 分析方法的确立 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 不同表面活性剂对土壤中PCB138洗脱研究 |
| 3.1 表面活性剂CMC值测定 |
| 3.2 表面活性剂对土壤中PCB138洗脱 |
| 3.3 表面活性剂对土壤中PCB138洗脱机理研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 高铁酸钾与白腐真菌对洗脱液及土壤中PCB138降解研究 |
| 4.1 改性前后高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解研究 |
| 4.2 高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解动力学研究 |
| 4.3 改性前后高铁酸钾对洗脱液中PCB138降解影响因素分析 |
| 4.4 白腐真菌对洗脱后土壤中PCB138降解分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（4）废弃电子垃圾拆解地稻田多氯联苯污染及风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 多氯联苯概述 |
| 1.1.1 生产及使用 |
| 1.1.2 环境行为 |
| 1.1.3 毒性 |
| 1.1.4 人体暴露途径 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 电子垃圾拆解地农田PCBs污染 |
| 1.2.2 电子垃圾拆解地PCBs人体膳食暴露 |
| 1.2.3 电子垃圾拆解地PCBs污染的时间变化趋势 |
| 1.3 研究背景及意义、研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究背景及意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 样品与实验 |
| 2.1 采样点概述 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.2.1 福寿螺和稻田土壤样品 |
| 2.2.2 稻米样品 |
| 2.3 多氯联苯含量测定 |
| 2.3.1 样品预处理 |
| 2.3.2 样品抽提与净化 |
| 2.3.3 仪器分析 |
| 2.3.4 质量保证与质量控制 |
| 2.4 土壤有机碳含量测定 |
| 2.5 福寿螺脂肪含量测定 |
| 第三章 PCBs在稻田福寿螺体内的蓄积特征 |
| 3.1 稻田土壤中PCBs的含量与组成 |
| 3.1.1 含量 |
| 3.1.2 组成 |
| 3.2 福寿螺体内PCBs的含量与组成 |
| 3.2.1 含量 |
| 3.2.2 组成 |
| 3.3 福寿螺作为稻田PCBs污染生物指示物评估 |
| 3.4 PCBs在福寿螺体内的蓄积特征 |
| 3.4.1 生物-土壤蓄积因子 |
| 3.4.2 BSAF与 K_(OW)的相关性 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 稻米中多氯联苯的含量及膳食暴露风险 |
| 4.1 稻米中多氯联苯的含量与组成 |
| 4.1.1 含量 |
| 4.1.2 组成 |
| 4.2 当地居民对稻米中PCBs的每日摄入量 |
| 4.3 稻米中PCBs膳食暴露风险 |
| 4.3.1 非致癌风险 |
| 4.3.2 致癌风险 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 稻田生态系统PCBs含量时间变化趋势 |
| 5.1 福寿螺体内PCBs时间变化趋势 |
| 5.1.1 含量变化 |
| 5.1.2 组成变化 |
| 5.2 稻米中PCBs时间变化趋势 |
| 5.2.1 含量变化 |
| 5.2.2 组成变化 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 主要结论与研究展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处与不足 |
| 6.2.1 创新点 |
| 6.2.2 不足之处 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表文章 |
| 致谢 |
（5）湛江红树林底泥中PCBs降解菌的分离鉴定及其降解特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 联苯与多氯联苯概况 |
| 1.1.1 多氯联苯概述 |
| 1.1.2 PCBs的危害 |
| 1.1.3 PCBs治理方法 |
| 1.1.4 PCBs检测方法 |
| 1.2 红树林系统概述 |
| 1.2.1 红树林研究进展 |
| 1.2.2 湛江红树林概况 |
| 1.2.3 湛江红树林生态系统 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 2 湛江红树林底泥微生物组学研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 仪器 |
| 2.1.2 试剂 |
| 2.1.3 红树林底泥理化因子测定 |
| 2.1.4 红树林底泥细菌基因组DNA提取 |
| 2.1.5 PCR扩增 |
| 2.1.6 Miseq文库构建 |
| 2.1.7 测序及数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 底泥样品理化指标 |
| 2.2.2 生物信息学分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 红树林底泥理化指标随潮带环境变化 |
| 2.3.2 红树林底泥微生物结构与酸碱度有关 |
| 2.4 小结 |
| 3 多氯联苯降解菌的分离鉴定 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验所用培养基 |
| 3.1.2 仪器 |
| 3.1.3 试剂 |
| 3.1.4 PCBs降解菌的富集与筛选 |
| 3.1.5 菌种保存 |
| 3.1.6 菌种鉴定 |
| 3.1.7 PCR扩增 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 PCBs降解菌的传代与分离 |
| 3.2.2 PCBs降解菌的鉴定 |
| 3.2.3 PCR结果 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 PCBs降解菌的分离鉴定 |
| 3.3.2 降解菌与特异性引物的关系 |
| 3.4 小结 |
| 4 多氯联苯微生物降解体系的验证 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试剂 |
| 4.1.2 休眠细胞的制备 |
| 4.1.3 4-氯联苯的出峰时间的确定 |
| 4.1.4 4-氯联苯降解验证体系 |
| 4.1.5 PCBs定量检测 |
| 4.1.6 GC-MS条件 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 PCBs3标准图 |
| 4.2.2 不同浓度菌株的降解效果 |
| 4.2.3 不同时期PCBs残留率 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 5 结论 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 导师简介 |
（6）2011-2017年间太湖鱼体中OCPs和PCBs的暴露水平、时间趋势和健康风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 持久性有机污染物简介 |
| 1.2 有机氯农药(OCPs)简介 |
| 1.2.1 有机氯农药的结构和性质 |
| 1.2.2 有机氯农药的来源和使用 |
| 1.2.3 有机氯农药的毒性 |
| 1.3 多氯联苯(PCBs)简介 |
| 1.3.1 多氯联苯的结构和性质 |
| 1.3.2 多氯联苯的来源和使用 |
| 1.3.3 多氯联苯的毒性 |
| 1.4 有机氯农药(OCBs)和多氯联苯(PCBs)研究概况 |
| 1.4.1 国内研究概况 |
| 1.4.2 国外研究概况 |
| 1.5 健康风险评估研究概况 |
| 1.6 论文的研究目的、主要研究内容和意义 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 研究意义 |
| 第二章 太湖鱼体中OCPs和 PCBs的暴露水平与特征 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 样品的采集与处理 |
| 2.2.2 实验试剂和材料 |
| 2.2.3 实验仪器 |
| 2.2.4 实验过程 |
| 2.2.5 仪器分析 |
| 2.2.6 质量保证和质量控制 |
| 2.2.7 数据处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 太湖鱼体中OCPs的浓度水平和分布特征 |
| 2.3.2 太湖鱼体中PCBs的浓度水平和分布特征 |
| 2.3.3 太湖鱼体中OCPs和 PCBs的种间显着性差异 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 太湖鱼体中OCPs和 PCBs的时间趋势与经济发展的相关性 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 样品的采集与处理 |
| 3.2.2 实验试剂和材料 |
| 3.2.3 实验仪器 |
| 3.2.4 实验过程 |
| 3.2.5 仪器分析 |
| 3.2.6 质量保证和质量控制 |
| 3.2.7 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 2011年-2017年太湖鱼体中OCPs和PCBs的时间趋势 |
| 3.3.2 污染水平与社会发展之间的相关性 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 食用太湖鱼类的健康风险分析 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 健康风险分析方法 |
| 4.2.1 目标污染物与鱼类样本浓度确定 |
| 4.2.2 目标污染物暴露评估 |
| 4.2.3 致癌和非致癌风险描述 |
| 4.2.4 消费管理建议 |
| 4.2.5 相对风险(RR) |
| 4.2.6 数据处理 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 太湖鱼体样品中OCPs的健康风险 |
| 4.3.2 太湖鱼体样品中PCBs的健康风险 |
| 4.3.3 太湖五种鱼体中多种目标污染物共摄入的相对风险 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者在攻读硕士学位期间公开发表的论文 |
| 作者在攻读硕士学位期间所作的项目 |
| 致谢 |
（7）典型地区二恶英及其类似物的暴露水平评估及标准物质研制（论文提纲范文）
| 缩略语表 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 综述 |
| 1.1 二恶英、多氯联苯的理化性质 |
| 1.1.1 二恶英的理化性质 |
| 1.1.2 多氯联苯的理化性质 |
| 1.2 二恶英、多氯联苯的来源 |
| 1.2.1 二恶英的来源 |
| 1.2.2 多氯联苯的来源 |
| 1.3 二恶英、多氯联苯的危害及毒性评价方法 |
| 1.3.1 二恶英的危害 |
| 1.3.2 多氯联苯的危害 |
| 1.3.3 二恶英、多氯联苯的毒性评价方法 |
| 1.4 二恶英、多氯联苯的分析方法 |
| 1.4.1 化学检测分析法 |
| 1.4.2 生物学检测法 |
| 1.5 二恶英、多氯联苯的污染水平 |
| 1.5.1 二恶英的污染水平 |
| 1.5.2 多氯联苯的污染水平 |
| 1.6 标准物质研究现状 |
| 1.6.1 标准物质定义及作用 |
| 1.6.2 国内外标准物质研究进展 |
| 1.6.3 二恶英及其类似物标准物质标准物质 |
| 1.6.4 标准物质研制方法 |
| 1.7 本文研究的目的、意义及内容 |
| 第2章 典型地区猪油中二恶英及其类似物水平及膳食暴露评估 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验部分 |
| 2.2.1 样品的采集 |
| 2.2.2 仪器与试剂 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 结果表示及膳食摄入评估 |
| 2.2.5 质量保证与控制 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 各地区猪油中PCDD/Fs和DL-PCBs的污染水平 |
| 2.3.2 各地区猪油中PCDD/Fs和DL-PCBs的TEQ水平 |
| 2.3.3 猪油样品中PCDD/Fs和DL-PCBs的污染水平 |
| 2.3.4 猪油中PCDD/Fs和DL-PCBs的TEQ水平 |
| 2.3.5 猪油中PCDD/Fs和DL-PCBs的污染来源分析 |
| 2.3.6 猪油中PCDD/Fs和DL-PCBs的膳食暴露分析 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 湖北省动物源性食品中指示性PCBS水平及膳食暴露评估 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 仪器与试剂 |
| 3.2.3 实验方法 |
| 3.2.4 结果表示及膳食摄入估计 |
| 3.2.5 质量保证与控制 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 各地区样品中NDL-PCBs污染水平 |
| 3.3.2 动物源性食品中NDL-PCBs污染状况 |
| 3.3.3 食品中指示性PCBs浓度与其他地区对比分析 |
| 3.3.4 湖北省NDL-PCBs污染来源分析 |
| 3.3.5 湖北省地区居民摄入PCBs情况 |
| 3.3.6 减少NDL-PCBs饮食摄入的建议 |
| 3.3.7 控制指示性PCBs污染的建议 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 鱼肉中二恶英、多氯联苯标准物质的研制 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 鱼肉中二恶英、多氯联苯标准物质制备 |
| 4.2.1 制备原则 |
| 4.2.2 原料样品的采集 |
| 4.2.3 样品的混匀及分装 |
| 4.3 鱼肉中二恶英、多氯联苯分析方法 |
| 4.3.1 主要试剂与仪器 |
| 4.3.2 样品前处理过程 |
| 4.3.3 仪器分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 鱼肉中二恶英、多氯联苯标准物质均匀性检验 |
| 4.4.2 鱼肉中二恶英、多氯联苯标准物质稳定性检验 |
| 4.4.3 鱼肉中二恶英、多氯联苯协作定值研究 |
| 4.4.4 量值的评定研究 |
| 4.5 小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的科研成果 |
（8）熔盐电化学处理多氯联苯的技术研究（论文提纲范文）
| 1 研究背景 |
| 2 试验方法 |
| 2.1 试验装置 |
| 2.2 电解试验 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 载气流速对PCBs处理效率的影响 |
| 3.2 油浴温度对PCBs处理效率的影响 |
| 3.3 反应温度对PCBs处理效率的影响 |
| 3.4 电解电压对PCBs处理效率的影响 |
| 3.5 工作时间对PCBs处理效率的影响 |
| 3.6 不同熔盐体系对PCBs处理效率的影响 |
| 3.7 预电解对PCBs去除效率的影响 |
| 4 结论 |
（9）上海市大气干湿沉降中持久性有机污染物的时空分布、来源判析和风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 大气中PAHs的性质及其研究进展 |
| 1.1.1 基本性质 |
| 1.1.2 PAHs的来源 |
| 1.1.3 PAHs的干湿沉降 |
| 1.1.4 大气干湿沉降中PAHs的迁移与转化过程 |
| 1.2 大气中类二恶英PCBs的性质及其研究进展 |
| 1.2.1 基本性质 |
| 1.2.2 PCBs的来源 |
| 1.2.3 PCBs的干湿沉降 |
| 1.2.4 大气干湿沉降中PCBs的迁移与转化过程 |
| 1.3 大气中OCPs的性质及其研究进展 |
| 1.3.1 基本性质 |
| 1.3.2 OCPs的来源 |
| 1.3.3 OCPs的干湿沉降 |
| 1.3.4 大气干湿沉降中OCPs的迁移与转化过程 |
| 1.4 国内外持久性有机污染物来源判断方法研究进展 |
| 1.5 希望解决的科学问题 |
| 1.6 大气干湿沉降中持久性有机污染物的研究内容 |
| 1.6.1 总体目标 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究技术路线 |
| 2 区域概况与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 自然环境概况 |
| 2.1.2 社会经济概况 |
| 2.2 样品采集与分析 |
| 2.2.1 采样点设置 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.2.3 样品预处理 |
| 2.2.4 分析测试 |
| 2.2.5 质量控制 |
| 2.2.6 沉降通量计算 |
| 3 上海市大气中POPs沉降通量时空变化特征 |
| 3.1 上海市大气中PAHs沉降通量变化特征 |
| 3.1.1 PAHs湿沉降通量的时空变化 |
| 3.1.2 PAHs干沉降通量的时空变化 |
| 3.2 上海市大气中类二恶英PCBs沉降通量变化特征 |
| 3.2.1 DL-PCBs湿沉降通量的时空变化 |
| 3.2.2 DL-PCBs干沉降通量的时空变化 |
| 3.3 上海市大气中OCPs沉降通量变化特征 |
| 3.4 小结 |
| 4 上海市大气干湿沉降中POPs来源解析 |
| 4.1 上海市大气干湿沉降中PAHs的来源解析 |
| 4.1.1 上海市大气中PAHs的主要排放源 |
| 4.1.2 PAHs同系物特征比值法判源 |
| 4.1.3 干、湿沉降中PAHs的主成分分析-多元线性回归方法判源 |
| 4.1.4 正定矩阵因子分解模型(PMF)判源 |
| 4.1.5 PAHs结构组成特征判源 |
| 4.1.6 PAHs综合判源结果 |
| 4.2 上海市大气干湿沉降中DL-PCBs的来源解析 |
| 4.2.1 上海市大气中DL-PCBs的残留特征 |
| 4.2.2 同系物成分特征判源 |
| 4.2.3 干、湿沉降中DL-PCBs的主成分分析法判源 |
| 4.2.4 正定矩阵因子分解模型(PMF)判源 |
| 4.2.5 DL-PCBs综合判源结果 |
| 4.3 上海市大气干湿沉降中OCPs的来源解析 |
| 4.3.1 环境中OCPs判源常用方法 |
| 4.3.2 OCPs来源分析 |
| 4.3.3 OCPs综合判源结果 |
| 4.4 小结 |
| 5 大气沉降中POPs的健康风险评价与环境风险估算 |
| 5.1 POPs健康风险评价方法 |
| 5.2 上海市大气干湿沉降中PAHs的健康风险 |
| 5.3 上海市大气干湿沉降中类二恶英PCBs的健康风险 |
| 5.4 上海市大气干湿沉降中OCPs的健康风险 |
| 5.5 环境风险估算方法 |
| 5.6 环境风险估算结果 |
| 5.7 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 特色与创新 |
| 6.3 不足与展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）气相色谱—四极杆飞行时间质谱法同时测定水产品中19种多氯联苯（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 英文缩略词或符号表 |
| 1 前言 |
| 1.1 多氯联苯概述 |
| 1.2 多氯联苯污染来源 |
| 1.3 多氯联苯污染的广泛性 |
| 1.3.1 水体中多氯联苯污染的广泛性 |
| 1.3.2 土壤中多氯联苯污染的广泛性 |
| 1.3.3 大气中多氯联苯污染的广泛性 |
| 1.3.4 生物体中多氯联苯污染的广泛性 |
| 1.4 多氯联苯的危害性 |
| 1.5 各国对食品中多氯联苯的限量要求 |
| 1.6 多氯联苯检测方法的进展 |
| 1.7 本文研究意义和内容 |
| 1.7.1 研究意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 实验试剂 |
| 2.3 主要仪器和设备 |
| 2.4 技术路线 |
| 2.5 试验方法 |
| 2.5.1 前处理方法的优化试验 |
| 2.5.1.1 样品的前处理 |
| 2.5.1.2 提取溶剂的选择试验 |
| 2.5.1.3 浓硫酸用量的选择试验 |
| 2.5.1.4 正已烷用量的选择试验 |
| 2.5.1.5 正交试验优化前处理条件 |
| 2.5.1.6 层析柱的选择试验 |
| 2.5.2 仪器分析条件 |
| 2.5.2.1 气相色谱条件 |
| 2.5.2.2 质谱条件 |
| 2.5.3 方法的验证 |
| 2.5.3.1 标准溶液的配制及标准曲线的建立 |
| 2.5.3.2 检出限及定量限的测定 |
| 2.5.3.3 基质效应的测定 |
| 2.5.3.4 基质校准曲线的建立 |
| 2.5.3.5 回收试验 |
| 2.5.4 广州市市售水产品中19种多氯联苯残留量的检测 |
| 2.5.5 广州市市售水产品中多氯联苯污染的毒性及风险评估方法 |
| 2.5.5.1 市售水产品中多氯联苯污染的毒性评估 |
| 2.5.5.2 市售水产品中多氯联苯污染对人体健康的风险评估 |
| 2.5.6 数据处理方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 前处理条件的优化结果 |
| 3.1.1 提取溶剂的选择 |
| 3.1.2 浓硫酸用量的选择 |
| 3.1.3 正已烷用量的选择 |
| 3.1.4 正交试验结果 |
| 3.1.5 层析柱的选择 |
| 3.2 仪器条件的建立 |
| 3.2.1 气相色谱条件的建立 |
| 3.2.2 质谱条件的建立 |
| 3.3 方法验证结果 |
| 3.3.1 标准曲线 |
| 3.3.2 检出限及定量限 |
| 3.3.3 基质效应 |
| 3.3.4 基质校准曲线 |
| 3.3.5 回收试验结果 |
| 3.4 广州市市售水产品中19种多氯联苯残留量检测结果 |
| 3.4.1 市售水产品中PCBs残留量总体分布情况 |
| 3.4.2 市售各类水产品中PCBs残留量分布情况 |
| 3.5 广州市市售水产品中多氯联苯污染量的毒性及风险评估 |
| 3.5.1 市售水产品中PCBs污染的毒性评估结果 |
| 3.5.2 市售水产品中PCBs污染的对人体健康风险评估结果 |
| 4 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 5 创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
四、多氯联苯(PCBs)焚烧处理技术（论文参考文献）
- [1]电子垃圾拆解废渣—土壤—蔬菜中多氯联苯污染特征与健康风险评估[D]. 张亚萍. 兰州大学, 2021(11)
- [2]城市环境中二恶英类化合物的分布与来源解析研究[D]. 邓芸芸. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2020(01)
- [3]三种表面活性剂对土壤中PCB138洗脱及洗脱后水土中污染物质降解研究[D]. 朱含露. 辽宁工程技术大学, 2020(02)
- [4]废弃电子垃圾拆解地稻田多氯联苯污染及风险评估[D]. 陈小云. 安徽师范大学, 2020(01)
- [5]湛江红树林底泥中PCBs降解菌的分离鉴定及其降解特性研究[D]. 杨俊玲. 广东海洋大学, 2020(02)
- [6]2011-2017年间太湖鱼体中OCPs和PCBs的暴露水平、时间趋势和健康风险评估[D]. 李向南. 上海大学, 2019(02)
- [7]典型地区二恶英及其类似物的暴露水平评估及标准物质研制[D]. 熊楠. 中南民族大学, 2019(08)
- [8]熔盐电化学处理多氯联苯的技术研究[J]. 汤丁丁,乔伟,史德亮,李亚龙,姚付启. 长江科学院院报, 2018(07)
- [9]上海市大气干湿沉降中持久性有机污染物的时空分布、来源判析和风险评价[D]. 程晨. 华东师范大学, 2017(04)
- [10]气相色谱—四极杆飞行时间质谱法同时测定水产品中19种多氯联苯[D]. 许志彬. 华南农业大学, 2017(08)