一、松花江几种鱼体中汞含量水平的分析（论文文献综述）
廖文[1]（2019）在《砷和汞生物可给性及形态变化研究 ——以食品为例》文中研究说明近年来,人们逐步开展了食品中重金属污染物对人体健康影响的相关研究,但大部分仍然停留在总量的分析上。对人体最终产生健康危害的应是生物可利用部分的重金属,同时不同形态的重金属产生的毒性是千差万别的,因而,在评价重金属毒性过程中,仅通过总量评价可能不够科学,其生物可给性以及形态的研究是非常重要和有必要的。本研究采集了广州市场中易于富集As和Hg的食品（谷类、藻类、菌类和海鲜等）,考察了食品烹饪前后As和Hg的形态变化,借助体外模拟胃肠消化方法（in vitro PBET）进行了食品中As和Hg生物可给性的研究,探索了烹饪对As和Hg生物可给性的影响规律,并创新地设计了活体对照实验（in vivo）,初步探讨了As和Hg在胃肠消化过程中形态的变化及其对食品中无机砷（iAs）和甲基汞（MeHg）风险评价的影响,最后筛选出了能降低As和Hg生物可给性且具有广州特色的辅食;在检测分析方面,采用电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS）对As和Hg总量进行分析,辅以原子荧光分光光度法（AFS）,采用高效液相色谱-电感耦合等离子体质谱方法（HPLC-ICP-MS）对As和Hg形态进行检测。本研究结果将有助于我们更科学地评估食品中污染物质的潜在健康风险,更合理地调整膳食,降低As和Hg对人体产生的健康风险。通过对食品进行烹饪处理以及生物可给性的分析,发现,烹饪过程能一定程度地降低食品中的As（降幅约为932%）和Hg的含量（最高达65%）,物料平衡计算证明As损失的原因主要为可溶性As溶解至烹饪水中,Hg损失的主要途径是通过挥发导致的。烹饪中食品中的As可能发生形态转化,可存在砷甜菜碱（AsB）转化为二甲基砷（DMA）以及DMA去甲基化为无机砷(iAs5+)的化学变化过程,推测这与食品基质中的营养成分有关,具体机理有待进一步考究;但食品中的Hg形态是否存在转化仍然无法确定。烹饪处理能够降低As和Hg的生物可给性,且对Hg的生物可给性降低更加明显。推断是加热烹饪过程一方面使可溶性As和Hg的降低,另一方面是食品基质缩水以及蛋白质变性收缩,进而导致与蛋白质结合的As或Hg进入消化液的程度降低,从而使生物可给部分的As或Hg降低。通过研究模拟胃肠消化以及活体实验研究,发现,食品中的AsB不会发生形态变化,而可能存在甲基砷（二甲基砷DMA和一甲基砷MMA）去甲基化转化为iAs,增大了对人体的健康风险水平。同样地,我们发现胃肠消化过程中可能存在Hg的去甲基化和甲基化反应,比较明显的是,Hg的甲基化主要发生在胃消化过程,而Hg的去甲基化主要发生在肠消化过程中。初步探讨了As和Hg的去甲基化机理,胆酸钠可能是肠道消化过程中As和Hg的去甲基化反应的决定性因素,胰酶在中性或弱碱性环境中促进了去甲基化反应。接下来需要进行更多的研究,以深入了解肠道消化过程中食物中As和Hg的去甲基化反应机理以及所涉及的特定化学物质和酶。在筛选降低As和Hg生物可给性的且具有广州特色辅食实验中,总的来说,降低As的生物可给性比较难实现,仅鸡骨草和土茯苓能够明显降低总As的生物可给性,降幅分别达到19.258.9%和21.143.1%,且主要发生在胃消化阶段。当增大土茯苓和鸡骨草的添加量时,不同形态的As生物可给性降低百分数均会增加,降低程度大小趋势为:MMA>DMA>iAs>AsB。多种辅食可不同程度地降低Hg的生物可给性,包括金银花、菊花、甘草、夏枯草、仙草、土茯苓、霸王花和鸡骨草等（降幅为9.380.2%）,且主要发生在肠消化阶段,相比较MeHg,辅食对Hg2+的溶解度和生物可给性均具有更强的降低作用。辅食中的植物化合物（如黄酮类化合物、绿原酸等）和膳食纤维（不可溶纤维）能在胃消化阶段释放出来,随着与含Hg食品同步消化的过程中,与Hg结合,使得Hg不可溶,无法被小肠上皮细胞所吸收。而降低As生物可给性的具体化学物质仍然需要下一步深入研究和分析。
张敏,张涛,郜志云,孙宏亮,刘伟江[2]（2018）在《保安湖鱼体重金属和有机氯农药污染特征及健康风险评价》文中指出在湖北保安湖采集主要食用鱼类（团头鲂、鲫鱼、草鱼）样品,通过测定鱼体中的重金属（Cr、Cd、As、Pb、Hg、Cu、Zn）和有机氯农药（六六六（HCHs）、滴滴涕（DDTs））含量,基于不同评估模型分析了这3种鱼的污染特征和健康风险。结果显示,鱼样中Cr、Cu、Zn、As、Cd、Pb和Hg的含量分别为1.03～1.13、0.93～1.66、22.80～31.54、0.08～0.49、0.004～0.007、0.040～0.050和0.03～0.06 mg·kg-1;鱼样中HCHs、DDTs的含量为5.94～38.04和5.99～38.38 ng·g-1ww。根据国家规定的有毒有害物质限量标准,团头鲂和鲫鱼中As分别超标0.2和3.9倍;鲫鱼体内HCHs和草鱼体内DDTs含量分别超标0.9和2.8倍;其他鱼样重金属和有机氯农药含量均未超过标准限值。总体来看,鲫鱼重金属严重污染,重金属综合污染程度的顺序是鲫鱼>团头鲂>草鱼;鲫鱼和草鱼体内有机氯农药（OCPs）达到重度污染,OCPs综合污染程度为草鱼>鲫鱼>团头鲂; 3种鱼样重金属和OCPs复合暴露条件下健康风险评估结果表明,食用3种鱼肉的致癌风险都大于10-6,即均存在一定的潜在致癌风险,致癌风险概率为鲫鱼>草鱼>团头鲂,同时,食用鲫鱼还存在非致癌健康风险,其污染来源及有效防治值得进一步研究。
张勇[3]（2016）在《贵州百花湖汞污染研究及污染控制成果浅析》文中指出百花湖是贵州省重要的水源和旅游景点之一,其湖泊环境和污染是我们一直关注的焦点。但自建成开始百花湖就受到周边各方面污染源的污染,尤其是从1970年到1997年期间,百花湖周边贵州有机化工厂汞触媒制醋酸工艺排放大量的含汞污水给百花湖带来了严重的汞污染。随着各界对百花湖环境保护意识的加强,一系列的保护措施开始实施,比如进行相关的技术改造和加强污染控制措施,百花湖含汞污水排放量相对减少,但是仍然陆续有少量排入百花湖。近年来,贵州省加强了百花湖污染治理力度,提出了“两湖一库”治理工程,设立百花湖环境保护局,保护力度加强,严格切断含汞污水排入湖泊,取缔网箱养鱼,并开展了一系列的污染修复工作,百花湖环境越来越好,营养化水平呈现下降趋势。本研究对百花湖湖水、沉积物和湖泊中各类水生动物、鱼类中汞含量进行了系统的采样和研究分析,通过研究对百花湖污染水平进行分析和阐述,并将本次研究结果和之前不同时期研究结果尤其是2004年闫海鱼研究员的研究结果进行比较,对百花湖污染控制工作成效提供量化的信息支撑。得出的主要结论如下:1,百花湖水中汞含量平均为6.03±0.50ng/L,现在含量较之前闫海鱼博士于2004年分析结果22.4ng/L呈现大幅度下降,经过近年来对百花湖的污染治理工作,水中汞污染来源大大减少,导致湖泊水中汞含量急剧下降。2,百花湖表层沉积物中汞含量平均为432.3±29ng/g,相比于污染严重时期的分析结果,沉积物中总汞含量下降明显,从上游到下游沉积物汞含量大小顺序为上游>中游>下游,沉积物中甲基汞含量也降低明显,但是相比于国外天然湖泊和同流域其他湖泊,百花湖沉积物中总汞和甲基汞含量相对偏高。3,百花湖鱼体内总汞含量相比于严重污染时期变化不明显,一些肉食性鱼类如黄辣丁汞含量出现了上升趋势,湖泊中鱼体内汞含量没有随着湖泊环境中汞含量的下降呈现下降趋势。4,百花湖鱼体中总汞含量、甲基汞含量、Me Hg/THg的多少受各种因素的共同作用,这些影响因素有:湖泊中汞含量,各类鱼的食性,在湖泊中生活的水层,在食物链中的位置等。5,百花湖的一系列污染控制措施尤其是近年来贵州政府提出的“两湖一库”治理工程加强对百花湖环境治理之后取得了非常明显的效果,有效地控制了百花湖整体湖泊系统中汞的污染,降低了百花湖中汞的浓度。
朝格吉乐玛[4]（2016）在《寒旱区湖泊汞、硒和锌的生物地球化学特征及生态风险评价》文中进行了进一步梳理重金属污染具有长期性、隐蔽性、累积性以及食物链放大等特点,因此一直是社会关注的重大环境问题。由于寒旱区生态环境的脆弱性,加上人类不合理利用和干扰,寒旱区各湖泊生态系统结构和功能受到了不同程度的影响,开展寒旱区湖泊重金属生物地球化学研究对于指导湖泊生态系统管理和环境污染防治具有重要的理论和实际意义。乌梁素海和达里诺尔湖是典型的寒旱区湖泊,是内蒙古自治区重要的渔业生产基地及鸟类栖息地。本研究选择汞、硒和锌作为主要研究对象,探究有毒金属汞、营养元素硒和锌在两个湖泊沉积物-生物系统中的污染水平、分布和生物累积,阐明其生物地球化学特征,并结合组织残留法评价了区域水环境中金属元素对水生生物的生态风险。另外研究也对蒙古国乌兰巴托水产市场四种鱼体肌肉中汞、硒和锌的含量进行分析,对通过摄食鱼体的人体健康风险进行了评价。主要获得以下结论：1.乌梁素海和达里诺尔沉积物中硒的平均含量分别为0.310mg/kg和0.184mg/kg,具有较强的空间分异。两湖泊沉积物中Se的主要赋存形态为硫化物结合态,分别占总量的57.6%和34.83%。乌梁素海和达里诺尔湖表层沉积物中硒对水生生物的风险为中等水平的点位分别占47%和30%；考虑到硒的生物累积性,硒在这两个湖泊中的潜在生态风险应值得关注。2.汞和硒在两湖泊不同食性鱼体组织中分布规律存在差异。两个湖泊3种鱼中Hg的含量顺序为达里诺尔湖瓦氏雅罗鱼>黑鱼>鲫鱼,3种鱼中Hg的平均含量均小于（NY5073—2006）《无公害食品水产品中有毒有害物质限量》和GB2762—2012《食品安全国家标准食品中污染物限量》中的限值。基于全身汞和硒组织残留的毒性参考值,乌梁素海和达里诺尔湖鱼存在低至中等生态风险,并且高营养级物种比其他物种风险稍高。3.通过单因子污染指数法,基于鱼体肌肉中检测的锌含量以及食品中锌限量卫生标准Si（50 mg/kg wwt）评价湖泊鱼体锌的生态风险,乌梁素海鲫鱼、达里诺尔湖部分瓦氏雅罗鱼处于重度污染；乌梁素海黑鱼存在轻至中度污染水平。对比结果显示白洋淀多数鲫鱼肌肉和全部卵、梅梁湾部分鲢鱼处于重度污染；白洋淀黄颡、鲢鱼、鲶鱼和克氏原螯虾、东太湖和梅梁湾所有鱼体均为轻至中度污染水平,需引起重视。4.乌兰巴托水产市场四种鱼体肌肉中Hg、Se和Zn的含量范围分别为0.034—0.681 mg/kg、0.140—0.308 mg/kg和4.396—8.333mg/kg。肉食性的江鳕汞含量最高,超过了中国农产品安全质量—无公害水产品安全要求规定。健康风险评价结果表明,乌兰巴托市民通过食用此四种鱼类摄入的Hg、Se和Zn的THQ和TTHQ均小于1,表现为较低的健康风险。Hg、Se和Zn的EWI也低于PTWI,但Hg的EEI值在PTWI中的占比较高（16%）。但是考虑到汞具有较高生物累积和放大效应,乌兰巴托居民需持续关注汞的摄入量及健康风险。研究结果为内蒙古高原湖泊汞、硒和锌的生物地球化学行为的揭示以及湖泊环境安全评价提供依据。
覃东立,姜海峰,黄晓丽,高磊,陈中祥,牟振波,李刚[5]（2016）在《松花江沉积物汞的新变化:分布、演化与现状及潜在生态风险评估》文中提出分析了第二松花江中下游和松花江干流表层沉积物中总汞的含量水平和分布规律,同期采集了牡丹江、黑龙江沉积物作为对照,并采用地累积指数法以及潜在生态风险指数法,初步评价了松花江沉积物中汞的污染状况和潜在的生态风险.结果表明,松花江10个断面沉积物总汞含量范围0.0291.317 mg·kg-1,均值0.183 mg·kg-1.第二松花江3个典型断面沉积物总汞含量均显着高于松花江干流的7个典型断面（P<0.05）.地累积指数（Igeo）及潜在生态风险指数（Er）表明第二松花江3个典型断面沉积物汞污染程度为偏中度至重度污染,存在高度生态风险;松花江干流7个典型断面为轻度污染,具有较高生态风险.近10年松花江沉积物汞含量变化及空间分布结果显示,现阶段第二松花江沉积物汞含量有所下降,但松花江干流个别江段沉积物汞含量有所上升,应引起重视.
白薇扬[6]（2015）在《三峡库区典型支流水库长寿湖汞的生物地球化学特征》文中认为汞及其有机化合物（甲基汞）具有强神经毒性、脂溶性和高生物富集性特征。自日本发生“水俣病”事件后,环境中汞污染问题一直受到人们广泛关注。上世纪70年,Smith首次发现了新建水库鱼体中甲基汞含量升高超出了世界卫生组织建议的食用卫生标准（≤1.0 mg kg-1,湿重）的现象。之后的一系列研究进一步发现,在新建水库环境中,汞会通过活化、甲基化、食物链吸收传递,逐级放大。鱼体对水体中甲基汞的生物富集系数通常在104107范围内,即水体中的甲基汞浓度低,但通过水生食物链传递放大以后,鱼类等高营养层次生物体内可能出现很高的甲基汞污染。由此,水库被认为是典型的“汞敏感生态系统”。我国是“水库大国”,到2013年初,仅长江流域就已经建成各类水库4.7万座,其中大型水库173座,总库容量1978亿m31)长寿湖水库水体不同季节总汞、总甲基汞浓度在表层和垂直空间表现出明显差异。总,占长江水库总库容的78%。同时,三峡水库属于长江高山峡谷蓄水形成的特大调节型水库,库区汞本底值相对较高,流域山高坡陡,土地垦殖率高,且人为农业活动（耕地种植、网箱养鱼）频繁活跃等因素,使得库区流域环境问题不容忽视。因此,加强对库区水环境汞生物地球化学系统研究显得尤为重要。由于三峡水库由一系列水域构成,开展小流域汞的生物地球化学行为研究是了解流域环境对水体汞影响的突破口。基于此,本文选择三峡库区一重要支流水库——长寿湖水库为研究对象,采用现场调查采样与室内实验分析相结合的研究方法,对汞在长寿湖水库水体的分布、水体-大气界面、沉积物-水界面的交换特征,鱼体汞富集的生物地球化学特征,以及水库汞的质量平衡进行系统研究,以期为三峡库区支流水库区域汞循环模式提供有力的数据支撑,同时也为探讨三峡水库蓄水运行后可能引起的汞活化效应及相关生态环境问题提供科学依据。结果表明:ii汞浓度平均值为（14.77±12.24）ng·l-1,总甲基汞浓度平均值为（0.41±0.47）ng·l-1。表层水体各形态汞的块金效应值表明各形态汞的分布一方面受水温、ph、氧化还原环境等水库内在属性的影响,另一方面与人为活动外源输入有关;溶解态甲基汞主要来源于水库水体内部汞的甲基化;而颗粒态甲基汞则主要来源于流域地表径流带入的外源输入。长寿湖水库水体mehg/thg的比例总体较高,而dmehg/mehg的比例绝大部分均高于50%,这一结果表明长寿湖水体内在环境条件利于汞的甲基化。适宜的水温有利于提高长寿湖水库水中微生物的活性,从而促进汞的甲基化作用,较低温度抑制汞的甲基化或者有利于汞脱甲基化进程。夏秋季采样点垂直剖面上溶解态甲基汞浓度在表层下48m出现峰值,随之其值降低近湖底部再次跃增。颗粒态甲基汞浓度峰值出现表层下820m而非在沉积物-水体界面处,主要与上层水体颗粒物吸附甲基汞的沉降有关。夏季、春季水体dmehg浓度与do相关关系（r=-0.482**,p<0.05;r=-0.339*,p<0.01）,秋季和冬季不具有相关性。2)长寿湖水库溶解气态汞受到水环境多因素直接或间接影响,存在明显季节变化。全年溶解气态汞范围为585pg·l-1,平均浓度26pg·l-1,其中夏季、春季浓度高于秋季浓度和冬季浓度。在全年绝大多数时间长寿湖水库表层水溶解气态汞呈过饱和状态,意味着富营养化条件利于水体中hg0的生成和向大气释放。全年采样期间长寿湖水气界面汞交换通量平均为（2.1±6.0）ng·m-2·h-13)长寿湖水库沉积物总汞平均值（44.8±16.9）ng·g。汞交换通量最高发生在夏季。通径分析发现影响水-气界面释汞通量直接效应主要为水体汞浓度、光照强度和紫外线强度;间接效应主要为紫外线强度、光照强度、风速,其中风速通过紫外线间接作用高于风速本身对水-气界面汞交换通量的影响。因此,水气界面交换通量受到两方面制约:一方面光照强度、紫外线强度、水体汞浓度直接或间接影响着水体溶解气态汞的生成;另一方面风速大小影响着水面上方大气汞浓度扩散梯度,从而影响着水-气界面交换通量。-1,接近于我国土壤中汞的几何平均值,低于三峡库区消落带土壤汞含量平均值。长寿湖水库沉积物甲基汞平均值（0.38±0.41）ng·g-1。间隙水中无机汞浓度季节趋势:秋季>夏季>春季>冬季。沉积物/间隙水总汞固液分配系数kdthg平均值4.8×103l·kg-1。各季节沉积物/间隙水总汞固液分配系数依次为:冬季>春季>秋季>夏季。沉积物甲基汞固液分配系数kdmehg平均值7.1×102l·kg-1,各季节甲基汞固液分配系数分别为:冬季>春季>夏季>秋季。全年间隙水dmehg/dhg（%）平均值为23.1%±7.5%,属于中等甲基汞产率湖泊。水库垂直剖面间隙水甲基汞峰值出现在表层下16cm和28cm,可能硫酸盐还原细菌活动扩展到更深的区域,从而导致了沉积物深处甲基化率的提高。间隙水溶解态甲基汞在秋季和夏季向上覆水体扩散通量远高于冬季。4)长寿湖水库不同营养级别鱼类、不同鱼体器官的总汞、甲基汞差异性明显。鱼体总汞平均值为（55.9±29.6）ng·g-1,甲基汞平均值（26.3±19.6）ng·g-1,远远低于食用水产品标准、和食品污染物限量标准,没有发现类似北欧、美国水库鱼体汞普遍超标现象。不同营养级别鱼类总汞大小依次为:鳜鱼>鲶鱼>黄颡鱼>翘嘴红鲌>胭脂鱼>鲫鱼>团头舫>鲤鱼>草鱼。鱼体器官中总汞含量高低依次为:鱼体肌肉>心脏>肝>鳃>脂肪>鱼鳔>卵>脑。不同营养级别鱼类甲基汞大小顺序依次为:肉食性鱼类>杂食性鱼类>草食性鱼类。鱼体器官中甲基汞含量高低依次为:心脏>脂肪>肝>肌肉>脑>鱼鳔>鳃>卵。鱼体甲基汞占总汞比例为（47.3±17.8）%。鱼体肌肉总汞的富集系数最高,其次为心脏。鱼体心脏甲基汞富集系数最高,其次为肝脏。健康风险评估结果显示,各年龄段人群食用长寿湖鱼类HQ（RfD230）均小于1,表明不存在甲基汞暴露的风险,食用长寿湖水库鱼类是安全的。5)根据水库汞质量平衡模型,估算出长寿湖水库是总汞的“汇”,每年长寿湖水库截留净总汞量为4103g;长寿湖水库是甲基汞的“源”,每年水库产生净甲基汞量331g。长寿湖水库中总汞输入年通量顺序依次为:河流输入>间隙水扩散>大气湿沉降>沉积物再悬浮。其中,河流输入是水库总汞的极其重要来源。总汞输入的主要转移过程为:上一环境系统→水相转移、间隙水扩散→水相转移。水库总汞输出年通量顺序依次为:河流输出>水体悬浮颗粒物沉降>水气界面挥发>鱼体吸收>沉积物掩埋。总汞输出主要过程:水相→下一环境系统转移、水相→固相转移、水相→气相转移。长寿湖水库甲基汞输入年通量顺序依次为:间隙水扩散>河流输入>湿沉降>沉积物再悬浮。其中,间隙水的扩散是水库甲基汞的首要来源,河流输入长寿湖水库甲基汞的第二大来源。甲基汞输入的主要转移过程为:上一环境系统→水相转移、沉积物相→水相转移。甲基汞输出年通量顺序依次为:河流输出>鱼体吸收>水体悬浮颗粒物沉降>沉积物掩埋。甲基汞输出的主要转移过程为水相→下一环境系统转移、水相→生物相转移。
程柳,毛宇翔,麻冰涓,王梅[7]（2015）在《汞在小浪底水库的赋存形态及其时空变化》文中提出为了解小浪底水库汞的赋存状况,采用冷原子荧光光谱法测定了小浪底水库水体、表层沉积物、沉积物间隙水以及鱼类肌肉样品中的总汞,采用乙基化衍生-气相色谱-原子荧光法测定了上述样品中的甲基汞,进而分析了小浪底水库鱼体中汞的富集状况.结果表明,小浪底水库水体中丰、枯水期总汞浓度分别为0.711.42 ng·L-1和0.902.49 ng·L-1,均符合国家地表水环境质量标准（GB 3838-2002）一类水汞浓度标准限值,水样中未检出甲基汞.丰、枯水期沉积物中总汞浓度分别为51.7490.42 ng·g-1和95.66172.52 ng·g-1,甲基汞浓度分别为0.090.26 ng·g-1和0.180.39 ng·g-1,甲基汞浓度较低,这可能与水体底层溶解氧浓度较高以及沉积物中有机碳浓度较低有关.丰、枯水期沉积物间隙水总汞浓度分别为4.279.49 ng·L-1和5.4641.04 ng·L-1,甲基汞浓度分别为0.090.99 ng·L-1和0.071.01 ng·L-1,间隙水中总汞和甲基汞浓度明显高于上覆水体,与水体间存在汞浓度梯度,可能存在从沉积物间隙水向水体中的扩散.鱼体肌肉总汞浓度在43.47304.98 ng·g-1之间,甲基汞浓度为10.77265.23 ng·g-1,甲基汞低于食品安全国家标准规定的污染物限量（GB 2762-2012）（非肉食性鱼500 ng·g-1和肉食性鱼1 000 ng·g-1）.水库鱼体总汞的生物富集系数分别为鳙鱼1.3×105,梭鱼9.3×104,鲫鱼4.7×104,白条5.0×104,黄颡鱼1.7×105,弓鱼3.9×104.
程柳[8]（2014）在《小浪底水库环境介质中重金属的赋存特征与风险评价》文中研究表明重金属是主要的水环境污染物之一,水体中的重金属易通过食物链传递和积累,并最终通过鱼类等水产品的消费进入人体,对人类健康构成严重威胁,因此,水体的重金属污染深受人们的关注。小浪底水库是河南省沿黄地区和城市供水的主要水源地,具有极为重要的社会和经济功能,开展该水库中重金属迁移转化和风险评价的研究具有重要的科学价值和社会意义。本研究于枯水期（2013年5月）和丰水期（2013年10月）分别采集了水体、表层沉积物、沉积物间隙水以及鱼类样品,采用电感耦合等离子体质谱法（ICP-MS）测定了样品中重金属元素（Cr、Cd、As、Pb、Cu、Mn和Ni）的含量,采用冷原子荧光光谱法和乙基化衍生-气相色谱-冷原子荧光法测定了样品中的总汞和甲基汞含量,进而分析了小浪底水库鱼体中重金属的富集状况,并评价了小浪底水库重金属污染的生态风险和健康风险。本研究得出的主要结果如下:（1）小浪底水库水体中重金属元素As、Pb、Cu、Cr、Mn和Ni的浓度范围分别是2.493.04μg/L、0.200.65μg/L、5.376.47μg/L、1.454.13μg/L、1.233.14μg/L和8.5319.50μg/L。根据地表水环境质量标准（GB 3838-2002）,As、Cr、Pb和Cu的浓度均符合I类水标准限值,Ni和Mn的浓度符合生活饮用水地表水源地特定项目标准限值。总体看来,小浪底水库水体未受到明显的重金属污染。（2）小浪底水库沉积物中重金属元素Cr、Cd、As、Pb、Cu、Mn和Ni的平均浓度分别为64.37±12.20 mg/kg、0.22±0.03 mg/kg、18.05±2.54 mg/kg、33.17±15.24 mg/kg、31.94±4.92 mg/kg、697.34±67.25 mg/kg和37.72±2.53 mg/kg,其中元素Cr、Cu、Ni、Pb的平均浓度均符合国家土壤环境质量标准（GB15618-1995）中的一级标准;Cd和As的平均浓度均符合其二级标准。与湘江岳阳段、独山湖、黄浦江、黄河内蒙古段等水体沉积物相比,小浪底水库沉积物中重金属浓度处于中等水平,这可能与库区经济活动程度相对较弱有一定关系。（3）小浪底水库的六种常见鱼类（鳙鱼、梭鱼、鲫鱼、黄颡鱼、白条和弓鱼）肌肉组织中,Cr、As、Pb、Cu、Mn和Ni的浓度范围是ND4.30 mg/kg、0.142.76 mg/kg、ND1.67 mg/kg、0.211.28 mg/kg、0.123.99 mg/kg和0.084.50mg/kg;Cd只有在白条中检测到,其浓度是0.11±0.02 mg/kg,其他几种鱼体内均未检出。对比我国相关标准（gb2762-2012和gb18406.4-2001）（元素mn和ni没有相关标准）发现,所有鱼体肌肉中元素as均超标,白条中元素cr浓度超标,鳙鱼元素中pb浓度超标。梭鱼、白条和黄颡鱼体内元素pb以及弓鱼体内元素mn的富集系数大于103,其余鱼体内各重金属元素的富集系数均小于103。（4）小浪底水库水体中丰、枯水期总汞浓度分别为0.902.49ng/l和0.711.42ng/l,符合国家地表水环境质量标准（gb3838-2002）i类水汞浓度标准限值,水样中未检出甲基汞。（5）小浪底水库丰、枯水期沉积物中总汞浓度分别为51.7490.42ng/g和95.66172.52ng/g,甲基汞浓度分别为0.090.26ng/g和0.180.39ng/g,较低的甲基汞可能与水体底层溶解氧浓度较高以及沉积物中有机碳浓度较低有关。丰、枯水期沉积物间隙水总汞浓度分别为4.279.49ng/l和5.4641.04ng/l,甲基汞浓度分别为0.090.99ng/l和0.071.01ng/l,间隙水中总汞和甲基汞浓度明显高于上覆水体,与水体间存在汞浓度梯度,可能存在从沉积物间隙水向水体中的扩散。（6）小浪底水库鱼体肌肉总汞浓度在43.47304.98ng/g之间,甲基汞浓度为10.77265.23ng/g,甲基汞低于食品安全国家标准规定的污染物限量（gb2762-2012）（非肉食性鱼500ng/g和肉食性鱼1000ng/g）。水库鱼体总汞的生物富集系数分别为鳙鱼1.3×105,梭鱼9.3×104,鲫鱼4.7×104,白条5.0×104,黄颡鱼1.7×105,弓鱼3.9×104。（7）以现代工业化前全球沉积物的最高背景值为参比,地累积指数法和潜在生态风险指数法评价结果显示,小浪底水库沉积物中各重金属元素均处于低污染水平和轻微生态风险;以黄河沉积物的地球化学资料为参比,两种评价方法评价结果表明,小浪底水库沉积物中重金属达到轻微至中度污染水平,生态风险强度为中等至强烈,且以hg和cd为主要风险因子。（8）小浪底水库水中由基因毒性物质as和cr通过饮水途径引起的个人年健康风险平均值分别是1.82×10-5a-1和5.96×10-5a-1,所有采样断面cr的风险值均大于as的风险值。as和cr的年均风险值高出英国皇家协会、瑞典环境保护局及荷兰建设和环境部推荐水平（1×10-6a-1）的近20和60倍,cr的年均风险值略高于icrp的推荐值（5×10-5a-1）。躯体毒性物质pb、hg、cu、mn和ni导致的平均个人年健康风险除采样断面2表现为cu>ni>mn>pb>hg外,其他断面均表现为cu>ni>pb>mn>hg,风险值为10-1010-12a-1,均低于荷兰建设和环境保护部及英国皇家协会的可忽略水平（1×10-8和1×10-7 a-1）。各采样断面基因毒性物质引起的个人年健康风险远高于躯体毒性物质。（9）参考USEPA建立的甲基汞参考摄入量及其他重金属RfD标准值（Ni由于暂无相关标准,未进行评估）,小浪底水库以甲基汞为例,每人每天可以食用小浪底水库鳙鱼50 g,梭鱼90 g,鲫鱼150 g,白条190 g,弓鱼190 g,黄颡鱼40g;而以重金属As来看,每人每天仅可以食用1030 g。建议敏感人群（孕妇、幼儿、哺乳期妇女等）限制小浪底水库中鱼肉的食用量和食用频率。目标危害系数法的计算结果表明,鱼体中重金属元素As的目标危害系数（THQ）值大于1（除鲫鱼外）,存在较高的健康风险;其余几种元素THQ值均小于1,表现出较低的健康风险。
索乾善[9]（2014）在《小浪底水库鱼体中汞及其它重金属的含量与健康风险评价》文中指出鱼所具有的鲜美味道、丰富的营养物质、较低的胆固醇和较高的不饱和脂肪酸EPA（二十碳五烯酸）及DHA（二十二碳六烯酸）含量,使其成为深受推崇的健康食品。然而水环境污染的加剧诱发了人们对于鱼体污染物质含量的担心。在鱼体内检测到各种污染物质的情况时有报道,其中不可降解并且毒性较高的重金属更加受到关注。小浪底水库建成于2001年,位于黄河中游最后一段峡谷的出口处,设计蓄水深度270 m,蓄水量89.34亿m3,主要用于防洪、防凌、减淤,兼顾供水、灌溉和发电,渔业资源丰富,野生和网箱养殖并存,常见鱼类主要有白鲢、武昌鱼、鳙鱼、鲤鱼、银鱼、黄颡鱼等。小浪底渔业资源在河南占据重要地位,但目前对其渔业质量进行调查与评价尚无相关研究。本研究采用混酸消解-冷原子荧光法（CVAFS）、氢氧化钾甲醇溶液消解-水相乙基化衍生-气相色谱-冷原子荧光法（GC-CVAFS）、硝酸双氧水消解-电感耦合等离子质谱法（ICP-MS）,分别测定了小浪底水库中常见的6种鱼类肌肉组织中的总汞、甲基汞和其它几种重金属元素（砷、镉、锰、铜、锌）的含量,分析了总汞、甲基汞及其它几种重金属元素在鱼体肌肉组织中的蓄积规律,并根据相关标准对小浪底水库鱼体所受污染进行了健康风险评价,得出如下研究结果:（1）小浪底水库鱼体总汞平均含量为99.2±42.6 ng/g,变化范围为31.6210 ng/g。甲基汞的平均含量为83.6±42.1 ng/g,变化范围为20.0194 ng/g;甲基汞占总汞比例平均为82.5±9.3%,鱼体肌肉总汞、甲基汞含量均低于我国食品中污染物限量标准。（2）小浪底水库鱼体中汞含量与三峡库区及其蓄水前重庆段、松花江流域鱼体汞含量较为接近,明显高于洪家渡水库、红枫湖、百花湖、太湖和武汉市内湖泊中鱼体汞含量。小浪底水库鱼体中汞含量与国外湖泊、河流中非肉食性鱼类汞含量接近,而远低于这些地区肉食性鱼体汞的含量;白鲢、武昌鱼、鲤鱼、鳙鱼、银鱼、黄颡鱼可食用部分肌肉组织中,As的含量分别为0.204±0.058、0.182±0.139、0.058±0.016、0.092±0.059、0.061±0.023、0.029±0.009mg/kg;Cd的含量分别为0.019±0.005、0.030±0.004、0.029±0.004、0.031±0.004、0.024±0.001、0.031±0.0006 mg/kg;Mn的含量分别为0.612±0.371、0.372±0.207、0.350±0.179、0.559±0.536、1.899±0.682、0.718±0.032 mg/kg;Cu的含量分别为0.689±0.066、0.685±0.220、0.500±0.184、0.449±0.240、0.568±0.039、0.937±0.195 mg/kg;Zn的含量分别为11.105±1.295、17.304±6.249、17.079±6.947、11.498±4.618、20.117±5.579、21.463±1.891 mg/kg,对比我国相关标准（元素Cd、Mn没有相关标准）,白鲢、武昌鱼中元素As含量超标。（3）肉食性的黄颡鱼和以浮游动物为食的鳙鱼总汞含量显着高于植食性的白鲢和武昌鱼,杂食性的鲤鱼肌肉组织中总汞则介于二者之间。除鲤鱼体内甲基汞含量与鱼体体长体重呈负相关外,其它鱼的总汞和甲基汞均与体长体重正相关,其中白鲢的甲基汞含量与其体长体重呈显着的线性正相关。（4）鳙鱼体内重金属含量与体长具有显着的相关性,其中非必需元素Hg、As、Cd均呈显着正相关关系,必需元素Mn、Cu、Zn均表现为显着负相关关系;植食性的武昌鱼体内必需重金属元素Mn、Zn与体长均表现为显着的负相关关系;非必需元素仅在杂食性的鳙鱼体内表现出正相关存在富集现象;必需元素与鱼体长均表现出负相关关系。必需重金属元素之间存在正相关关系,可以相互促进,而必需元素Mn还可以抑制鱼对非必需重金属元素的吸收。（5）白鲢、武昌鱼、鲤鱼、鳙鱼、银鱼、黄颡鱼的综合污染指数分别为0.539、0.550、0.315、0.379、0.291、0.295,表明小浪底渔业资源受到了一定的重金属污染,建议相关渔业部门加强水库环境管理工作,保证小浪底水库渔业资源可持续发展。（6）参考WHO建立的甲基汞参考摄入量,小浪底水库鱼肉日可食用限值在57132 g之间。建议敏感人群限制小浪底水库中鳙鱼、鲤鱼和黄颡鱼的食用量和食用频率,对银鱼放心食用;各重金属元素的目标危害系数（THQ）值均未超过1,表现出较低的健康风险。
索乾善,毛宇翔,张飞鹏,崔莹[10]（2013）在《小浪底水库鱼体汞的污染现状》文中研究指明采用混酸消解-冷原子荧光（CVAFS）方法和氢氧化钾甲醇溶液消解-水相乙基化衍生-气相色谱-冷原子荧光方法（GC-CVAFS）分别测定了小浪底水库中常见的6种鱼类肌肉组织中的总汞和甲基汞含量.结果表明,小浪底水库鱼体总汞平均含量为（99.2±42.6）ng·g-1,变化范围为31.6—210 ng·g-1.甲基汞的平均含量为（83.6±42.1）ng·g-1,变化范围为20.0—194 ng·g-1.甲基汞占总汞比例平均值为（82.5±9.3）%.鱼体汞含量表现为肉食性鱼、杂食性鱼高于植食性鱼的趋势.只有鳙鱼体内总汞、甲基汞含量与其体长体重呈显着的正相关关系,其他几种鱼总汞、甲基汞含量与其体长体重的相关性不显着.本研究鱼肌肉样品中甲基汞含量均低于国家相关标准,但与国内相关研究相比,小浪底水库鱼肉组织中汞含量处于较高水平.敏感人群应该限制小浪底水库中鳙鱼、黄颡鱼、鲤鱼这些甲基汞含量较高的水产品的食用量和食用频率.
二、松花江几种鱼体中汞含量水平的分析（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、松花江几种鱼体中汞含量水平的分析（论文提纲范文）
（1）砷和汞生物可给性及形态变化研究 ——以食品为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 砷和汞的危害和环境污染现状 |
| 1.2.1 砷 |
| 1.2.2 汞 |
| 1.2.3 食品中砷和汞的污染情况 |
| 1.3 食品中砷和汞形态检测的研究进展 |
| 1.3.1 元素形态检测方法 |
| 1.3.2 食品中砷的形态检测研究现状 |
| 1.3.3 食品中汞的形态检测研究现状 |
| 1.4 生物有效性和生物可给性 |
| 1.4.1 生物有效性和生物可给性概念及方法 |
| 1.4.2 In vitro方法 |
| 1.4.3 重金属的生物可给性研究进展 |
| 1.5 烹饪和加工处理以及其他方式对食品中重金属的影响研究进展 |
| 1.5.1 烹饪和加工处理对食品中重金属含量和形态的影响 |
| 1.5.2 烹饪和加工处理对食品中重金属生物可给性的影响 |
| 1.5.3 辅食降低食品中汞和砷的生物可给性的研究进展 |
| 第2章 研究目的和内容 |
| 2.1 现有研究概括及存在的问题 |
| 2.2 本研究目的 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.4 创新性 |
| 第3章 材料与方法 |
| 3.1 样品选择、采集及处理 |
| 3.1.1 广州市饮食结构分析 |
| 3.1.2 样品采集和生样品处理 |
| 3.1.3 样品烹饪处理 |
| 3.2 生物可给性研究方法 |
| 3.3 辅食对降低砷和汞的健康风险的试验 |
| 3.4 活体实验 |
| 3.5 总砷和总汞的测定方法 |
| 3.5.1 AFS测定总砷和总汞 |
| 3.5.2 ICP-MS测定总砷和总汞 |
| 3.6 砷和汞形态检测（HPLC-ICP-MS） |
| 3.6.1 砷形态检测 |
| 3.6.2 汞形态检测 |
| 3.7 数据处理 |
| 第4章 烹饪对食品中砷和汞的浓度和形态的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 生食品中砷和汞的含量 |
| 4.3.2 水洗过程对食品中砷和汞的含量的影响 |
| 4.3.3 加热烹饪对食品中砷和汞的影响 |
| 4.3.4 烹饪过程中砷和汞形态的变化研究 |
| 4.3.5 不同的调味品对食品中砷和汞的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 不同烹饪方式对食品中砷和汞生物可给性的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 加热烹饪后食品中砷的生物可给性 |
| 5.3.2 加热烹饪后食品中汞的生物可给性 |
| 5.3.3 烹饪过程中调味品对食品中砷和汞的生物可给性的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 胃肠消化中砷和汞形态研究及对健康风险评价的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 胃肠消化后砷的形态及健康风险评价 |
| 6.3.2 胃肠消化后汞的形态及健康风险评价 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 辅食降低砷和汞生物可给性的研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 样品采集及处理 |
| 7.2.2 辅食对砷和汞溶解性的影响 |
| 7.2.3 辅食对砷和汞的生物可给性的影响 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 辅食对砷的溶解性和食品中砷的生物可给性的影响 |
| 7.3.2 辅食对汞的溶解性和食品中汞的生物可给性的影响 |
| 7.4 小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 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科研成果 |
（2）保安湖鱼体重金属和有机氯农药污染特征及健康风险评价（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 (Materials and methods) |
| 1.1 样品采集 |
| 1.2 样品处理与分析 |
| 1.3 质量控制 |
| 2 评价标准与方法 (Evaluation criteria and methods) |
| 2.1 鱼体中污染物含量及污染状况评价 |
| 2.2 鱼体中污染物健康风险评估 |
| 2.2.1 污染物致癌健康风险 |
| 2.2.2 污染物非致癌健康风险 |
| 2.2.3 多种污染物复合暴露健康风险 |
| 3 结果与分析 (Results and analysis) |
| 3.1 鱼体重金属含量分析 |
| 3.2 鱼体OCPs含量分析 |
| 3.3 鱼体重金属健康风险评价 |
| 3.4 鱼体OCPs残留风险评估 |
| 3.5 鱼体重金属和OCPs复合暴露风险评估 |
（3）贵州百花湖汞污染研究及污染控制成果浅析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 汞的理化性质和生理毒性 |
| 1.1.1 汞的理化性质 |
| 1.1.2 汞的生理毒性 |
| 1.2 湖泊中汞的迁移和分布 |
| 1.3 汞在鱼体中富集机制 |
| 1.4 淡水湖鱼体中汞的研究进程 |
| 1.5 立题依据和研究意义 |
| 1.6 研究内容和分析指标 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 研究区域介绍 |
| 2.1 百花湖基本概况 |
| 2.2 百花湖地质地貌水文特征 |
| 2.3 百花湖污染情况以及治理过程 |
| 2.4“两湖一库”治理工程 |
| 第三章 样品采集与分析方法 |
| 3.1 采样点介绍 |
| 3.2 样品采集 |
| 3.2.1 采样准备 |
| 3.2.2 百花湖湖水采集 |
| 3.2.3 百花湖沉积物采集 |
| 3.2.4 百花湖生物样采集 |
| 3.3 样品分析测试 |
| 3.3.1 水样THg分析 |
| 3.3.1.1 实验仪器与试剂 |
| 3.3.1.2 实验试剂配制 |
| 3.3.1.3 实验方法 |
| 3.3.2 鱼样THg分析方法 |
| 3.3.2.1 鱼样前处理 |
| 3.3.2.2 鱼样总汞分析测试 |
| 3.3.3 沉积物样THg分析方法 |
| 3.3.3.1 沉积物样前处理 |
| 3.3.3.2 沉积物样总汞分析测试 |
| 3.3.4 鱼体甲基汞分析方法 |
| 3.3.4.1 实验仪器 |
| 3.3.4.2 实验试剂 |
| 3.3.4.3 实验部分 |
| 3.3.5 沉积物甲基汞分析方法 |
| 3.3.6 沉积物中总汞含量测定方法 |
| 3.3.7 生物样中C N元素同位素分析测试 |
| 第四章 百花湖水体、沉积物中汞含量分析结果 |
| 4.1 水体主要水质参数情况 |
| 4.2 水体汞含量分析 |
| 4.3 百花湖沉积物中汞含量分析 |
| 4.3.1 红枫湖沉积物中总汞（甲基汞）分析 |
| 4.3.2 百花湖沉积物中总汞（甲基汞）分析 |
| 4.3.2.1 百花湖沉积物中总汞（甲基汞）含量分析 |
| 4.3.2.2 百花湖沉积物中甲基汞/总汞（MeHg/THg）分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 百花湖生物体汞含量分析 |
| 5.1 生物样的采集和基本信息汇总 |
| 5.2 百花湖水生生物C、N稳定同位素分析 |
| 5.3 百花湖水生生物总汞含量分析 |
| 5.4 百花湖水生生物甲基汞含量分析 |
| 5.5 百花湖水生生物中MeHg/THg |
| 5.6 鱼体中氮同位素和汞含量的关系 |
| 第六章 百花湖环境保护对湖泊汞污染控制的作用分析 |
| 6.1 百花湖湖水汞含量变化 |
| 6.2 百花湖沉积物汞含量变化 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 研究的不足 |
| 7.3 未来研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文目录 |
（4）寒旱区湖泊汞、硒和锌的生物地球化学特征及生态风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 重金属污染 |
| 1.2 汞、硒和锌的水环境地球化学特征 |
| 1.2.1 汞 |
| 1.2.2 硒 |
| 1.2.3 锌 |
| 1.3 环境风险评价方法 |
| 1.3.1 健康风险评价法 |
| 1.3.2 生态风险评价 |
| 1.4 组织残留方法 |
| 1.5 内蒙古湖泊重金属环境地球化学研究进展 |
| 1.6 选题依据及意义 |
| 1.7 研究内容 |
| 第二章 乌梁素海和达里诺尔湖表层沉积物中硒的含量、存在形态及生态风险 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区概况与采样点布设 |
| 2.1.2 硒的测定 |
| 2.1.3 有机碳的测定 |
| 2.1.4 生态风险评价 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 沉积物中硒的含量和分布特征 |
| 2.2.2 沉积物中硒的化学形态含量和分布特征 |
| 2.2.3 不同形态重金属相关性分析 |
| 2.2.4 与其他区域沉积物中硒含量的对比 |
| 2.2.5 沉积物中硒的生态风险评价 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 乌梁素海和达里诺尔湖鱼体内硒和汞的累积、组织分布和风险评价 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 样品采集 |
| 3.1.2 样品消解和分析 |
| 3.1.3 生态风险评价 |
| 3.1.4 毒性参考值 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 生物体中硒和汞的含量 |
| 3.2.2 生物体不同组织中汞和硒的分布特征 |
| 3.2.3 汞和硒与体长和体重的相关性分析 |
| 3.2.4 生态风险评估 |
| 3.2.5 硒与汞的摩尔比 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 乌梁素海和达里诺尔湖锌的组织残留及污染程度：与太湖和白洋淀对比 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 样品采集 |
| 4.1.2 样品处理和分析 |
| 4.1.3 生物质量评价法 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 鱼体中锌的含量 |
| 4.2.2 鱼体中锌的组织分布特征 |
| 4.2.3 污染水平 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 蒙古国乌兰巴托市水产市场4种鱼体中汞、硒和锌的含量及健康风险 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 样品采集和处理 |
| 5.1.2 锌、硒和汞的测定 |
| 5.1.3 质量控制 |
| 5.1.4 健康风险评价 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 鱼肌肉组织中汞、硒和锌的含量 |
| 5.2.2 与其他区域或研究中鱼体肌肉中汞、硒和锌含量的对比 |
| 5.2.3 健康风险评价 |
| 5.3 小论 |
| 第六章 主要结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（5）松花江沉积物汞的新变化:分布、演化与现状及潜在生态风险评估（论文提纲范文）
| 1 引言(Introduction) |
| 2 材料与方法(Materials and methods) |
| 2.1 样品采集与处理 |
| 2.2 仪器及标准物质 |
| 2.3 样品分析及质量控制 |
| 2.4 沉积物汞污染累积及潜在生态风险评估方法 |
| 3 结果与讨论(Results and discussion) |
| 3.1 松花江表层沉积物汞含量水平及空间分布特征 |
| 3.2 松花江沉积物汞的来源及分布的影响因素分析 |
| 3.3 近10年典型断面水体表层沉积物汞含量的变化趋势 |
| 3.4 汞的环境风险及生态风险评价 |
| 4 结论(Conclusions) |
（6）三峡库区典型支流水库长寿湖汞的生物地球化学特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号及缩写 |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 汞的基本性质、毒性及全球循环 |
| 1.1.1 汞的基本性质 |
| 1.1.2 汞的毒理性 |
| 1.1.3 全球循环 |
| 1.2 水环境中汞迁移转化及生物与非生物进程研究进展 |
| 1.2.1 水环境中不同价态汞迁移转化研究 |
| 1.2.2 水环境中汞的生物与非生物进程研究 |
| 1.3 水环境中界面汞交换研究现状 |
| 1.3.1 水-大气界面汞交换水平及特征的研究进展 |
| 1.3.2 水体-沉积物界面汞交换通量原理及计算方法 |
| 1.4 水环境中汞的甲基化进程研究 |
| 1.4.1 水环境中汞甲基化进程中微生物群落结构 |
| 1.4.2 影响水环境中汞甲基化进程的因素 |
| 1.5 水环境中水生生物的汞富集研究进展 |
| 1.5.1 水环境（江河、水库）的鱼汞富集现状 |
| 1.5.2 水环境中鱼体汞富集原理、途径 |
| 1.6 水环境中汞的质量平衡模型的研究进展 |
| 第2章 引言 |
| 2.1 选题背景 |
| 2.2 研究目标 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.3.1 水库水体汞分布迁移特征及影响因素 |
| 2.3.2 水库水体-大气界面汞的释放特征及影响因素 |
| 2.3.3 水库沉积物中汞/甲基汞分布迁移特征及沉积物-水体汞交换通量 |
| 2.3.4 水库汞在鱼体累积与健康风险评估 |
| 2.3.5 水库汞质量平衡模型 |
| 2.4 技术路线 |
| 第3章 水库水体汞的分布特征及影响因素 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 研究地点 |
| 3.1.2 水样分析、质量控制与数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 表层水不同形态汞浓度及其空间分布特征 |
| 3.2.2 垂直剖面水体各形态汞水平及季节变化 |
| 3.2.3 影响水体甲基汞分布因素 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 水体溶解气态汞及水-气界面间汞交换通量特征及影响因素 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 研究地点 |
| 4.1.2 溶解气态汞采样与分析方法 |
| 4.1.3 水-气界面汞交换通量的测定及计算方法 |
| 4.1.4 环境参数及水体阴阳离子的测定方法 |
| 4.1.5 水相理论饱和溶解气态汞的计算 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 水体基本理化性质 |
| 4.2.2 水体溶解气态汞水平及理论DGM估算 |
| 4.2.3 水体-大气界面释汞交换通量 |
| 4.2.4 水体-大气界面释汞通量影响因素分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 水库沉积物汞分布及扩散特征 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 研究地点 |
| 5.1.2 沉积物间隙水、沉积物样采集 |
| 5.1.3 水样、沉积物样分析、质量控制与数据处理 |
| 5.1.4 沉积物孔隙水中的汞对上覆水体的贡献率 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 水库沉积物基本性质 |
| 5.2.2 水库沉积物汞剖面分布特征 |
| 5.2.3 沉积物间隙水中溶解态汞与溶解态甲基汞季节分布 |
| 5.2.4 沉积物间隙水溶解态汞向上覆水体扩散通量及对水体贡献 |
| 5.3 本章小结 |
| 第6章 水库鱼体汞分布及健康风险评价 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 样品采集 |
| 6.1.2 样品制备及分析 |
| 6.1.3 质量控制 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 水库鱼体汞分布 |
| 6.2.2 水库鱼体汞的生物富集系数 |
| 6.2.3 水库鱼类汞摄入的健康风险评价 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 长寿湖水库汞质量平衡模型 |
| 7.1 水库质量平衡模型建立 |
| 7.1.1 前提和假设 |
| 7.1.2 水气界面汞交换通量 |
| 7.1.3 大气湿沉降年通量 |
| 7.1.4 河流汞输入输出年通量 |
| 7.1.5 沉积物间隙水向上覆水体汞扩散年通量 |
| 7.1.6 颗粒物汞沉降、再悬浮年通量 |
| 7.1.7 水体汞甲基化和去甲基化年通量 |
| 7.1.8 生物富集汞量 |
| 7.2 水库总汞/甲基汞输入、输出年通量、所占比例及净通量 |
| 7.2.1 总汞/甲基汞输入年通量及所占比例 |
| 7.2.2 总汞/甲基汞输出年通量及所占比例 |
| 7.2.3 总汞/甲基汞的年输入输出净通量 |
| 7.3 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 发表论文及参加课题 |
（7）汞在小浪底水库的赋存形态及其时空变化（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1. 1样品采集 |
| 1. 1. 1 水样的采集 |
| 1. 1. 2 沉积物及沉积物间隙水样品的采集 |
| 1. 1. 3 鱼样的采集 |
| 1. 2 样品分析 |
| 1. 2. 1 总汞 |
| 1. 2. 2 甲基汞 |
| 1. 3 实验室质量控制 |
| 2 结果与讨论 |
| 2. 1 小浪底水体的水质特征 |
| 2. 2 小浪底水库水中总汞浓度与分布 |
| 2. 3 沉积物间隙水中汞的形态与分布 |
| 2. 4 小浪底水库沉积物中汞的形态与分布 |
| 2. 5 小浪底水库鱼体总汞和甲基汞的分布 |
| 2. 6 水库鱼体汞的生物富集系数 |
| 3 结论 |
（8）小浪底水库环境介质中重金属的赋存特征与风险评价（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题依据及研究意义 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 重金属 |
| 1.2.2 汞 |
| 1.2.3 重金属风险评价方法 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.3.1 小浪底水库重金属的赋存特征 |
| 1.3.2 小浪底水库汞的赋存特征 |
| 1.3.3 沉积物中重金属的生态风险评价 |
| 1.3.4 水体和鱼类中甲基汞和其他重金属的健康风险评价 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区域及采样点的分布 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.2.1 水样的采集 |
| 2.2.2 沉积物及沉积物间隙水样品的采集 |
| 2.2.3 鱼样的采集 |
| 2.3 仪器与试剂 |
| 2.4 样品分析方法 |
| 2.4.1 重金属样品的分析方法 |
| 2.4.2 水样汞的分析方法 |
| 2.4.3 沉积物及鱼类样品中汞的分析方法 |
| 2.4.4 沉积物有机质的分析方法 |
| 2.4.5 其他参数的测定 |
| 2.5 实验室质量控制 |
| 2.6 数据处理方法 |
| 3 重金属在小浪底水库环境介质中的赋存特征 |
| 3.1 水库基本水质参数的季节变化 |
| 3.2 水体中重金属的污染特征 |
| 3.3 沉积物中重金属的污染特征 |
| 3.4 鱼体肌肉中重金属污染特征 |
| 3.4.1 鱼体肌肉中重金属的浓度 |
| 3.4.2 各重金属元素与体长体重的关系 |
| 3.4.3 各重金属元素之间的相关关系 |
| 3.4.4 重金属的生物富集 |
| 4 小浪底水库中汞的分布特征 |
| 4.1 水库水体中总汞的季节变化 |
| 4.2 水库沉积物中不同形态汞的季节变化 |
| 4.2.1 沉积物中有机质含量 |
| 4.2.2 沉积物中总汞的季节变化 |
| 4.2.3 沉积物中甲基汞的季节变化 |
| 4.3 沉积物间隙水中不同形态汞的季节变化 |
| 4.3.1 沉积物间隙水中总汞的季节变化 |
| 4.3.2 沉积物间隙水中甲基汞的季节变化 |
| 4.4 水库鱼体中汞的分布特征 |
| 4.4.1 水库鱼体肌肉中总汞和甲基汞的浓度 |
| 4.4.2 总汞与甲基汞浓度的关系 |
| 4.4.3 鱼体总汞、甲基汞与鱼体重、体长的关系 |
| 4.4.4 鱼体汞的生物富集 |
| 5 生态风险评价 |
| 5.1 地累积指数法评价 |
| 5.2 潜在生态风险评价 |
| 5.3 评价结果比较与分析 |
| 6 健康风险评价 |
| 6.1 水中重金属的健康风险评价 |
| 6.1.1 基因毒性物质评价结果 |
| 6.1.2 躯体毒性物质评价结果 |
| 6.1.3 总健康风险 |
| 6.2 鱼体中重金属风险评价 |
| 6.2.1 健康风险评价 |
| 6.2.2 食用风险评价 |
| 7 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（9）小浪底水库鱼体中汞及其它重金属的含量与健康风险评价（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 选题的依据与研究意义 |
| 1.2 研究内容 |
| 1.2.1 小浪底水库鱼体总汞、甲基汞的含量与健康风险评价 |
| 1.2.2 小浪底水库鱼体其它几种重金属元素的含量与评价 |
| 1.3 技术路线 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 汞 |
| 2.1.1 汞的理化性质 |
| 2.1.2 汞的毒理作用 |
| 2.1.3 水体中汞的迁移转化 |
| 2.1.4 影响水体汞甲基化的主要因素 |
| 2.1.5 鱼类甲基汞富集规律研究进展 |
| 2.1.6 甲基汞检测方法 |
| 2.1.7 国内外甲基汞食用标准与评价 |
| 2.2 重金属 |
| 2.2.1 重金属的定义与来源 |
| 2.2.2 重金属与生命健康 |
| 2.2.3 国内外重金属污染现状 |
| 2.2.4 鱼类对重金属的吸收转化规律研究进展 |
| 2.2.5 鱼体重金属含量检测方法研究进展 |
| 2.2.6 国内外相关重金属限量标准与污染评价方法 |
| 2.2.7 食用风险评价 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 样品的采集 |
| 3.1.1 采样区域概况 |
| 3.1.2 样品的采集与前处理 |
| 3.2 仪器与试剂 |
| 3.3 样品的测定 |
| 3.3.1 总汞样品的消解与测定 |
| 3.3.2 甲基汞样品的消解与测定 |
| 3.3.3 重金属样品的消解与测定 |
| 3.4 质量控制 |
| 3.4.1 标准曲线 |
| 3.4.2 标准物质 |
| 3.4.3 加标回收 |
| 3.4.4 空白样品 |
| 3.4.5 平行样品 |
| 3.5 数据处理方法 |
| 4 小浪底水库鱼体汞富集规律与健康风险评价 |
| 4.1 小浪底水库鱼体肌肉的总汞含量 |
| 4.2 小浪底水库鱼体肌肉的甲基汞含量 |
| 4.3 总汞与甲基汞含量的关系 |
| 4.4 总汞、甲基汞与鱼体长和体重的关系 |
| 4.5 健康风险评价 |
| 5 小浪底水库鱼体中重金属的富集与评价 |
| 5.1 小浪底水库鱼体肌肉的重金属含量 |
| 5.2 各重金属元素与体长体重关系 |
| 5.3 各元素之间的相关关系 |
| 5.4 重金属的生物富集 |
| 5.5 国内外研究对比 |
| 5.6 重金属污染水平评价 |
| 5.7 健康风险评价 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（10）小浪底水库鱼体汞的污染现状（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 样品的采集与处理 |
| 1.2 仪器与试剂 |
| 1.3 分析方法 |
| 1.4 质量控制 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 小浪底水库鱼体肌肉的总汞含量 |
| 2.2 小浪底水库鱼体肌肉的甲基汞含量 |
| 2.3 总汞与甲基汞含量的关系 |
| 2.4 总汞、甲基汞与鱼体尺寸和体重的关系 |
| 2.5 食用风险评价 |
| 3 结论 |
四、松花江几种鱼体中汞含量水平的分析（论文参考文献）
- [1]砷和汞生物可给性及形态变化研究 ——以食品为例[D]. 廖文. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2019(07)
- [2]保安湖鱼体重金属和有机氯农药污染特征及健康风险评价[J]. 张敏,张涛,郜志云,孙宏亮,刘伟江. 生态毒理学报, 2018(06)
- [3]贵州百花湖汞污染研究及污染控制成果浅析[D]. 张勇. 太原理工大学, 2016(08)
- [4]寒旱区湖泊汞、硒和锌的生物地球化学特征及生态风险评价[D]. 朝格吉乐玛. 内蒙古大学, 2016(08)
- [5]松花江沉积物汞的新变化:分布、演化与现状及潜在生态风险评估[J]. 覃东立,姜海峰,黄晓丽,高磊,陈中祥,牟振波,李刚. 环境科学学报, 2016(06)
- [6]三峡库区典型支流水库长寿湖汞的生物地球化学特征[D]. 白薇扬. 西南大学, 2015(04)
- [7]汞在小浪底水库的赋存形态及其时空变化[J]. 程柳,毛宇翔,麻冰涓,王梅. 环境科学, 2015(01)
- [8]小浪底水库环境介质中重金属的赋存特征与风险评价[D]. 程柳. 河南理工大学, 2014(11)
- [9]小浪底水库鱼体中汞及其它重金属的含量与健康风险评价[D]. 索乾善. 河南理工大学, 2014(03)
- [10]小浪底水库鱼体汞的污染现状[J]. 索乾善,毛宇翔,张飞鹏,崔莹. 环境化学, 2013(11)