一、冶炼厂污染对儿童生长发育和免疫功能影响的研究（论文文献综述）
宋春洁[1]（2021）在《环境重金属污染对乌蒙半细毛羊免疫功能和抗氧化能力的影响》文中指出乌蒙山区是长江和珠江中上游最重要的生态屏障,乌蒙半细毛羊是乌蒙山区的支柱产业。近年来,重金属污染严重危害了该区的自然生态系统。为了探索环境重金属污染对乌蒙半细毛羊免疫功能和抗氧化能力的影响,从冶炼厂附近采集的样品和对照样品中分别分析了水、土壤、牧草和动物组织中铅（Pb）、镉（Cd）、铜（Cu）、锌（Zn）、砷（As）、锰（Mn）和钼（Mo）的含量,测定了乌蒙半细毛羊血常规参数、生化参数、血清蛋白指标、免疫指标和抗氧化能力。结果表明:随着锌冶炼厂距离的增加,重金属（Pb、Cd、Cu和Zn）含量明显降低。与对照区域相比,受污染牧场水、土壤、牧草的Pb、Cd、Cu和Zn浓度极显着升高（P<0.01）。患病乌蒙半细毛羊毛发、血液和组织中（心、肝、脾、肺、肾、肌肉、骨骼和牙齿）中Pb、Cd、Cu、Zn的重金属浓度均极显着高于健康绵羊（P<0.01）。患病动物血红蛋白（Hb）含量和红细胞比容（HCT）水平极显着低于健康绵羊（P<0.01）。表明患病动物有小细胞低色素性贫血。与健康绵羊相比,肌酐（CRT）和乳酸脱氢酶（LDH）活性极显着降低（P<0.01）。病羊的总蛋白（TP）、白蛋白（ALB）、球蛋白（GLB）含量极显着低于健康动物（P<0.01）。患病乌蒙半细毛羊的白细胞介素-1β（IL-1β）、白细胞介素-2（IL-2）、白细胞介素-6（IL-6）、免疫球蛋白G（Ig G）和免疫球蛋白M（Ig M）含量极显着低于健康动物（P<0.01）。患病乌蒙半细毛羊血清总抗氧化水平（T-AOC）、超氧化物歧化酶（SOD）和谷胱苷肽过氧化物酶（GSH-Px）水平极显着低于健康动物（P<0.01）,而丙二醛（MDA）含量极显着高于健康绵羊（P<0.01）。因此,环境重金属污染能降低乌蒙半细毛羊的免疫功能和抗氧化能力,影响乌蒙半细毛羊的正常生长发育。
谢文达[2]（2020）在《田块尺度土壤镉砷分布特征及其对微生物群落的影响》文中提出近年来,我国土壤镉砷复合污染以及粮食作物可食部位镉砷超标等问题日益受到关注。本研究以镉砷复合污染石灰性农田土壤为研究对象,在田块尺度上分析了土壤中镉、砷分布特征并评价了其污染状况,对影响石灰性农田土壤中镉砷有效性的相关因素进行了探究,并对小麦可食部位镉砷的污染状况和人体健康风险进行了初步评价;在此基础上,选取该田块分别代表重、中、轻镉砷污染程度的土壤,通过Illumina MiSeq平台对其中细菌和真菌群落进行高通量测序,以探明该石灰性农田土壤中微生物群落的多样性和组成结构是否因镉砷的污染程度不同而发生改变,以期为农田土壤重金属污染的防控与修复提供数据支持。主要研究结果如下:（1）探明了田块尺度上农田石灰性土壤镉砷分布特征在田块尺度上,石灰性农田土壤表层镉砷平均含量分别为1.41 mg/kg和56.66 mg/kg,下层土壤镉砷平均含量分别为0.57mg/kg和19.54mg/kg;表层土壤中镉砷含量显着高于下层土壤,高低分布与污染源的距离密切相关,空间差异较大,呈现出表聚特征;镉在土壤中具有较高的有效性,有效镉与总镉的比值最高可达0.6,与镉相比,有效砷与总砷的比值最高为0.28,其中有效磷、有效硅及有机质是该石灰性土壤中镉有效性的主要影响因素,而有效磷和有机质是土壤中砷有效性的主要影响因素;内梅罗综合污染指数显示该区域各点位土壤分别达到轻度、中度和重度污染水平,具有高生态风险,主要作物小麦可食部位累积的砷具有显着的致癌风险,且对儿童的致癌风险显着大于成人。（2）明确了石灰性土壤镉砷污染程度对微生物群落特征的影响效应土壤中镉砷污染程度没有显着影响细菌群落的多样性,但显着降低了真菌群落的多样性;不同镉砷污染程度农田土壤中细菌的优势群落为变形菌门、酸杆菌门、放线菌门和绿弯菌门,占总群落丰度的70%以上,真菌的优势群落为子囊菌门、接合菌门和担子菌门,占总群落丰度的90%以上,镉砷污染显着降低了子囊菌门的丰度但增加了接合菌门的丰度;PCoA及Adonis分析表明不同镉砷污染水平土壤中的微生物群落结构具有显着性差异,且不同环境因子在两个土层对微生物群落结构的影响程度存在差异,有机质、有效镉及总镉显着影响了下层土壤细菌群落结构的变化,镉砷总量及有效态含量显着影响了表层土壤真菌群落结构的变化;细菌群落中的菌属CandidatusSolibacter、norankf Nitrosomonadaceae、norankoXanthomonadales、Haliangium 和真菌群落中的菌属 Rozellomycota、Stachybotrys、Chaetomium、Zygopleurage、Periconia等差异指示物种与镉砷污染土壤的环境因子显着相关,对该石灰性农田土壤的镉砷污染有着显着响应。综上所述,本研究在田块尺度上明确了石灰性农田土壤中镉砷的分布、有效性、污染程度及小麦可食部位镉砷的健康风险,探明了石灰性农田土壤中镉砷污染程度对细菌、真菌群落特征的影响效应。
杨轶男[3]（2021）在《某矿区儿童环境铅暴露健康风险评价及影响因素研究》文中认为目的:本研究通过检测矿区空气、土壤、饮水、饮食等各环境介质铅（Pb）含量,旨在揭示矿区儿童Pb外暴露现状;将儿童铅暴露-吸收-生物动力学综合模型（Integrated Exposure Uptake Biokinetic,IEUBK）结合矿区环境参数,构建本土化矿区IEUBK模型,并与实际检测儿童的血Pb含量进行对比分析,探讨矿区IEUBK模型实用性;从儿童行为、父母职业与及居住环境等方面集成研究矿区儿童Pb暴露影响因素,为矿区儿童Pb暴露治理提供科学依据。方法:（1）按照典型性、重点性、可行性原则选择中国北方某矿区为研究现场,根据污染程度选择5个外环境空气采样点,根据当地河流走向设置6个地表水监测断面,在矿区农田设置30个土壤监测点,在矿区社区设置15个室内空气监测点,15个室内积尘监测点,随机采集收获期自产玉米30份,自产蔬菜30份,市场采购食品36份,进行外暴露Pb含量测定;采用单因子污染指数法和综合污染指数法进行Pb污染评价;采用风险商（HQ）进行Pb非致癌健康风险评价,采用超额终生癌症风险（ILCR）进行Pb致癌健康风险评价。（2）选择矿区儿童569名为研究对象,进行血Pb及尿肾功监测,采用一对一问答式对其监护人进行调查。（3）利用美国环保署EPA提出的IEUBK模型结合研究现场环境参数构建本土化矿区儿童铅暴露-吸收-生物动力学综合模型并进行验证分析。采用SAS9.3、SPSS26.0等统计软件进行儿童Pb暴露影响因素单因素及多因素分析。结果:（1）矿区采暖期Pb单因子污染指数是非采暖期的3.0倍,枯水期Pb浓度为丰水期的59.04倍;Pb在蔬菜地、玉米地土壤中的超标率分别为37.50%和52.94%,最大超标倍数分别为0.8和2.50倍;室内空气中Pb仅在采暖期存在超标现象,超标率达到了25.45%;室内积尘Pb的超标率高达100%,最大超标倍数17.20倍;家庭自产叶菜类蔬菜、根茎类蔬菜、其他蔬菜中Pb的超标率分别为66.67%、14.29%、35.0%,明显高于市场采购蔬菜,自产玉米Pb不存在超标现象。（2）矿区人群不同暴露途径Pb的暴露水平依次为:经消化道>经呼吸>经皮肤,经消化道的暴露量占总暴露水平的98.21%;经呼吸道、消化道、皮肤接触HQ分别为3.20、5.54、3.01×10-3,ILCR经呼吸道、消化道分别为4.96×10-7、5.64×10-6。（3）矿区儿童血Pb中位数为10.61μg/dl,四分位数间距为4.33μg/dl～19.32μg/dl;矿区儿童血Pb与铝（Al）、钒（V）、铬（Cr）、锰（Mn）、镍（Ni）、锌（Zn）、砷（As）之间呈正相关,与Cr相关系数最大,rs=0.437;与铜呈负相关。（4）多重线性回归多因素显示:每天平均在马路上时间超过2小时、每周吃牛奶奶粉3～4次、混合喂养、人工喂养时间9个月以上均是导致矿区儿童血Pb含量升高的主要因素。（5）利用矿区环境参数构建本土化IEUBK模型,预测显示儿童血Pb浓度及其超过观察值10μg/dl在不同年龄组分别为:0～岁组浓度2.18μg/dl,概率0.06%;1～岁组浓度4.35μg/dl,概率3.84%;2～岁组浓度5.3μg/dl,概率8.84%;3～岁组浓度6.16μg/dl,概率15.12%;4～岁组浓度6.23μg/dl,概率15.71%;5～岁组浓度6.38μg/dl,概率16.93%;6～岁组浓度6.56μg/dl,概率18.47%。结论:矿区采暖期空气、枯水期饮水中铅含量增高,当时农产品铅含量超标,环境治理仍需加强;儿童血铅水平较低,仍需长期观察研究;父母既往职业暴露、住房装修时间长短与儿童血铅存在关联;矿区儿童体内钒、锰、镍元素与血铅呈正相关;儿童每天超过2小时在马路是血铅水平的危险因素,婴儿期喂养方式影响儿童血铅水平,乳制品是血铅水平的保护因素。IEBUK模型预测效果在1,2,5,6年龄段表现良好,在0,3,4年龄段还需要优化模型暴露参数。
贾中民[4]（2020）在《渝西北土壤重金属污染特征、源解析与生态健康风险评价》文中认为土壤重金属污染关系生态系统健康和农产品质量安全,进而影响人体健康,受到国内外的广泛关注。有研究深入分析了城市和农业土壤重金属污染特征,并评价了土壤重金属污染的生态健康风险,有利于土壤环境质量的提高和人居环境的改善。然而重庆市作为四大直辖市之一,其城镇快速发展区土壤与农作物重金属污染水平、生态环境和健康风险评价的系统研究相对有限。重庆市西北部的潼南区、合川区、铜梁区和大足区是建设主城菜篮子基地、实现重庆市农业现代化的重要区域之一,城郊特色效益农业潜力巨大,为重庆市民提供了大量的粮油、生猪、水产、蔬菜等主要农产品的供给保障,开展该区域土壤重金属的系统研究十分必要。为更好地了解渝西北地区（潼南区、合川区、铜梁区和大足区）土壤重金属生态环境风险及农产品对人体健康的影响,在4个区高密度采集了土壤样品1695件,采集水稻籽实101件、玉米籽实139件和叶类蔬菜88件,以及各类作物相同数量的根系土,按照相关规范要求,分析测试各类样品8种重金属元素含量、部分土壤样品重金属7步形态和其他相关理化指标。在此基础上,采用地统计学理论、GIS技术、多元回归分析、污染评价与源解析及生态健康风险评价等多种方法,系统研究了以下几个问题:（1）研究区土壤重金属含量水平及空间分布特征;（2）土壤重金属污染种类、程度及范围,查明重金属污染的主要来源及其贡献率;（3）土壤—作物系统重金属元素迁移累积特征及其安全性,并构建农作物超标重金属含量吸收模型;（4）表层土壤与农作物重金属元素的生态环境风险和健康风险水平。以期为当地土壤污染防治、农作物安全性及生态环境与人体健康风险管理等提供理论依据。主要结论如下:1.渝西北表层土壤As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn平均含量分别为6.21、0.33、75.49、6.99、0.077、27.9、35.24和87.91 mg·kg-1。除Cr元素含量略低于背景值外,As、Cd、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn元素平均值均超过背景值,7种重金属元素在表层土壤不同程度累积,Cd元素是背景值的3.01倍,累积效应最大,其余6种元素是背景值的1.07～1.28倍。2.空间变异分析结果表明Cd、Pb元素拟合为线性模型,As、Ni元素拟合为球状模型,其余元素理论模型拟合为指数模型。8种元素的块基比[C0/（C0+C）]介于0.40～0.71之间,属于中等程度空间自相关关系,说明它们的空间变异受到结构性因素和随机性因素的共同影响。克里格插值结果显示,研究区除Hg在东部含量较高外,Zn、Cd、Pb、As、Ni、Cu和Cr 7种元素在研究区西部含量较高,且元素含量空间分布与地层界线基本耦合,但Cd和Pb存在局部的高值区,表明研究区土壤重金属含量明显受控于成土母质及成土作用过程,而Cd、Hg和Pb元素还受到人类活动的影响。3.研究区土壤Cr、Ni、Cu、Zn和As元素含量主要受地层（成土母岩）控制,更接近于强烈的空间自相关;而Hg受人为活动的影响更为明显,接近于很弱的空间自相关;Cd和Pb则受成土母岩和人为活动的共同影响。总体上,成土母质决定了研究区土壤重金属含量和空间分布,表生地球化学作用重塑了表层土壤重金属元素分布的宏观趋势,强烈的人类活动（如工矿业活动、农业生产活动等）破坏了Hg、Cd和Pb等元素的自然分布规律。4.研究区地累积指数平均值均小于1,由大到小依次为Cd>Pb>As>Zn>Ni>Hg>Cu>Cr;单因子污染指数平均值也小于1,依次为Cd>Cr>Cu=Zn>Ni>As>Pb>Hg,综合污染指数平均值为0.6;富集因子由大到小依次为Cd（3.03）>Hg（1.30）>As（1.26）>Ni（1.1）=Zn（1.1）>Pb（1.09）>Cu（1.04）>Cr（0.95）。3种评价方法结果虽略有不同,但总体结果基本一致。研究区总体上土壤污染程度较低,以无污染和轻微污染为主,存在一定程度的中-重度污染,即有一定数量的土壤点位中重金属Cd、Hg和As等具有较高的指数,这表明研究区已存在这些重金属元素的污染或背景值较高,尤其是Cd污染最为突出。5.相关分析、主成分分析/绝对主成分分数-多元回归方程受体模型（PCA/APCS-MLR）分析表明,研究区土壤重金属主要来源有自然源、工业源与农业源、大气降尘源。其中土壤Cu、Cr、Ni、Zn和As主要来源于自然源,对5种重金属的贡献率分别为85.51%、84.75%、86.78%、71.14%和83.95%,受地质背景（成土母质）控制明显;Cd主要来源于工农业活动源和自然源,贡献率分别为56.49%和43.51%,研究区工矿企业和农业活动造成的Cd输入明显,其生态效应需引起重视;Pb以工业活动源和农业活动源为主,贡献率为55.2%,同时自然源（成土母质）也是Pb的来源之一;而Hg以人为排放的大气降尘为主要来源,贡献率为86.9%。从源头上控制主要污染元素在农田土壤中的积累有助于降低农产品重金属富集风险,对研究区土壤Cd污染的控制应采取防止土壤酸化、减少工业活动排放和农业施肥输入等综合措施,土壤Pb主要是控制工业活动的排放,而控制煤炭燃烧产生的大气污染则是防治土壤Hg污染的重要措施之一。6.水稻、玉米和叶类蔬菜的根系土中Cd和Ni的超标率分别为25.5%和20.6%、27.3%和30.2%、45.5%和15.9%,其他如As、Cr、Cu、Pb也有超标点位存在,总体上蔬菜地>玉米地>水稻田。而对应农作物仅水稻籽实和玉米籽实Cd有超过标准限制值的点位,超标率分别为9.90%和8.63%。生物富集系数以Zn和Cd较高,Hg在蔬菜中虽有最高的富集系数,但蔬菜中Hg含量未超过标准限制值。这说明研究区重金属Cd及Zn的生物有效性较强,而其他重金属生物有效性较弱,这也是农作物Cd超标的主要原因之一。7.水稻、玉米和叶类蔬菜及其根系土中重金属含量的对应关系可以看出,酸性条件下作物内Cd含量会出现较高的误判,即作物内重金属含量和土壤里重金属含量并非简单的线性关系,需引入其他土壤关键因子进一步研究。利用Cd的生物富集系数并引入土壤其他因子进行多元回归分析构建作物吸收模型显示,水稻籽实、玉米籽实和叶类蔬菜中Cd含量与土壤p H值呈负相关,土壤偏酸性会促进作物对Cd的吸收累积。同时土壤中Ca O对水稻籽实中的Cd累积、土壤K2O和S对玉米籽实和叶类蔬菜中的Cd累积具有抑制作用,而土壤中Si O2对水稻籽实Cd积累具有促进作用。实际生产中可以通过控制土壤酸碱度及相关因子含量来减缓重金属元素的生物有效性,提高研究区农产品质量。8.研究区表层土壤整体处于中等潜在生态风险等级,重金属危害程度由强到弱依次为Cd>Hg>As>Pb>Cu>Ni>Cr>Zn,平均值从高到低依次为大足（184.9±57.6;平均值±S.D.）≈铜梁（182.0±90.8）>潼南（165.6±36.9）≈合川（165.4±71.3）,Pb、Cu、Ni、Cr和Zn均为轻微生态危害等级,As基本处于轻微生态危害等级,Cd和Hg主要处于中等生态危害等级,二者可能造成的生态危害应引起重视。9.研究区土壤重金属环境无风险或可忽略（优先保护类）的点位占81%,可能存在环境风险但风险可控（安全利用类）的样点占19%,无明显环境污染风险区（严格管控类）。优先保护类主要分布于研究区西部和东北部,整体围绕安全利用类土壤呈连续性分布;安全利用类主要分布在研究区东部和南部,零星分布在中西部,主要呈不规则的斑块状分布。风险评估码（RAC）显示,除Cd外其他重金属元素主要以残渣态形式存在,无环境风险或风险较低,而土壤Cd处于高风险状态,生物有效组分达到39.67%,与其他地区比较发现非地质高背景区土壤重金属Cd的生物活性明显高于地质高背景区。因此,研究区土壤环境风险主要由Cd元素及其较高的生物有效性引起。10.研究区可能存在由重金属引起的非致癌健康风险,除了膳食摄入重金属成人致癌风险高于儿童外,无论土壤重金属致癌、非致癌风险或膳食摄入重金属非致癌风险,儿童更容易受到潜在健康风险影响。土壤Ni元素对非致癌健康风险贡献率最大,且儿童的单一非致癌健康风险指数大于1;土壤Cr对致癌风险贡献率最大;农作物中As对非致癌贡献率最大,而Cd对致癌贡献率最大。土壤—农作物系统中8种重金属对成人和儿童的综合非致癌风险系数分别为0.397和2.17,成人没有显着的非致癌风险,儿童综合非致癌风险指数大于1,可能存在非致癌风险,主要是由Ni元素通过土壤皮肤接触产生的非致癌风险引起的。成人和儿童总致癌风险指数平均值处于10-6～10-4之间,处于可接受水平。综上所述,基于污染评价、生态环境和健康风险评价部分可知,研究区应将Cd、Hg和Ni列为优先控制的重金属元素,而As、Pb和Cu等重金属元素因某些点位含量超过GB15618-2018D的风险筛选值或者指数（Igeo、EF和RI）较高也不能忽视。因此,需重视研究区土壤Cd的安全利用问题,应积极采取农艺调控或筛选低累积品种进行替代种植等安全利用措施降低农产品超标现状,同时减少工矿业活动对Cd和Hg的排放及农业生产活动（如含高Cd磷肥的施用等）对土壤Cd的输入,并避免儿童过多地接触土壤以便消除儿童的非致癌健康风险。研究区土壤重金属的首次系统评价为当地政府制定政策提供了重要信息,评价提供的定量证据表明迫切需要加强土壤污染防治工作,以保护居民免受排放到环境中重金属的危害。
刘亚红[5]（2020）在《环境内分泌干扰物—硫酸镍诱导大鼠甲状腺和胰腺组织、细胞凋亡的机制探讨》文中提出背景镍（Nickel,Ni）暴露通过对水、空气、土壤的污染日渐成为威胁生态环境和人类健康的研究热点,由于其对机体内分泌代谢状态的干扰效应,已被列入环境内分泌干扰物（Environmental endocrine disrupting chemicals,EEDs）之一。内分泌腺体特别是甲状腺和胰腺通过严密反馈机制调控着机体三大物质的代谢平衡,是能量代谢的核心调控器官。Ni对机体代谢调控的干扰往往与胰腺、甲状腺组织的细胞凋亡和增殖紧密相关。目的本研究通过设计一系列不同剂量硫酸镍（Nickel sulfate,NiSO4）处理的细胞模型,探讨Ni致人甲状腺滤泡上皮细胞（Nthy-ori 3-1,Nthy）及胰腺导管上皮细胞（h TERT-HPNE,HPNE）损伤的剂量及时间效应关系,利用Annexin V-FITC/PI双染流式细胞术检测细胞凋亡率,并通过检测线粒体膜电位,探讨Ni所致人Nthy细胞及人HPNE细胞凋亡与线粒体凋亡通路之间的相关性。然后构建不同剂量NiSO4染毒的大鼠动物模型,通过检测Ni染毒后大鼠甲状腺和胰腺的功能及组织形态学的变化,评估Ni对大鼠代谢损伤的毒性效应;并同步检测Ni暴露环境下大鼠甲状腺及胰腺组织细胞凋亡相关指标在mRNA及蛋白质水平的表达,以期阐明Ni暴露代谢损伤发生发展的可能机制,为寻找有效的预防和干预Ni代谢损伤提供科学依据。方法本研究采用人Nthy细胞及HPNE细胞系,通过CCK-8法检测不同剂量NiSO4对人Nthy及HPNE细胞活力的影响,筛选NiSO4的适宜损伤浓度及损伤时间,构建Ni损伤细胞模型。Hoechst 33258荧光染色法、Annexin V-FITC/PI双染法流式细胞术观察Ni对人Nthy细胞和HPNE细胞凋亡的影响。利用流式细胞术及激光共聚焦显微镜测定干预前后细胞线粒体膜电位变化,探讨Ni损伤人Nthy及HPNE细胞与线粒体凋亡的关系。将32只健康成年雄性Wistar大鼠随机分为四组:对照组（N）、低剂量组（L）、中剂量组（M）、高剂量组（H）,每组8只,对照组腹腔注射5 ml/kg生理盐水,染毒组分别等体积（5 ml/kg）腹腔注射2.5、5.0、10.0 mg/kg NiSO4,1次/日,连续40日。观察亚慢性NiSO4染毒后大鼠一般情况、体重变化、甲状腺功能、胰岛功能、甲状腺及胰腺组织形态学变化,并采用实时荧光定量PCR（Reverse Transcription-Polymerase Chain Reaction,RT-PCR）及免疫组化法检测甲状腺及胰腺组织凋亡相关因子（Caspase-8、Caspase-9、Caspase-3、Bax、Bcl-2、Fas）mRNA和蛋白水平的表达。结果1.NiSO4对人Nthy细胞及HPNE细胞的活力有较为明显的时间依赖效应和剂量反应关系。随着NiSO4的暴露剂量升高或者暴露时间延长,细胞活力明显降低,细胞形态变圆,贴壁细胞数目减少,出现细胞凋亡,甚至死亡。2.用不同浓度的NiSO4处理人Nthy细胞和HPNE细胞24h及48h,24h-640μM、48h-480μM及48h-640μM浓度可引起人Nthy细胞细胞凋亡增加,48h-640μM浓度可引起HPNE细胞凋亡增加,而各浓度组均能降低其线粒体膜电位水平,影响人Nthy细胞及HPNE细胞能量代谢。3.连续腹腔注射NiSO4 40天后,高剂量组大鼠甲状腺组织及胰腺组织病理均出现明显改变,且NiSO4导致大鼠的甲状腺功能及胰腺功能异常。与对照组相比,各染毒组大鼠的游离T4（Free thyroxine,FT4）和促甲状腺激素（Thyroid Stimulating Hormone,TSH）均降低,差异有统计学意义（P<0.05）,但各组间游离T3（Free triiodothyronine,FT3）差异无统计学意义（P>0.05）。对胰岛功能的影响,与对照组比较,中、高剂量NiSO4染毒后,大鼠随机血糖随NiSO4剂量增高而增高,差异有统计学意义（P<0.05）,而血清胰岛素及C肽水平均下降（P<0.05）。4.NiSO4染毒后,大鼠甲状腺组织Caspase-3的mRNA表达水平较对照组升高,差异有统计学意义（P<0.05）,高剂量NiSO4染毒组Caspase-8、Caspase-9的mRNA表达水平均高于其它各组,差异有统计学意义（P<0.01）。与对照组相比,高剂量NiSO4染毒组Bcl-2的mRNA表达水平降低,差异有统计学意义（P<0.05）。对照组和各NiSO4染毒组Bax基因的表达水平无统计学差异（P>0.05）。Bcl-2/Bax mRNA比值随着NiSO4染毒剂量的增加而下降,差异有统计学意义（P<0.05）。与对照组相比,高剂量NiSO4组Fas的mRNA表达水平明显升高（P<0.01）,并显着高于其他剂量组（P<0.01）。大鼠甲状腺Caspase-3、Fas和Bax蛋白表达水平与mRNA表达一致。低、中、高剂量NiSO4组的Bcl-2蛋白表达均低于对照组,差异有统计学意义（P<0.05）,但各剂量NiSO4染毒组之间差异无统计学意义（P>0.05）。5.中、高剂量NiSO4染毒组大鼠胰腺组织Caspase-3 mRNA及蛋白表达水平均显着高于对照组,差异有统计学意义（P<0.01）。Caspase-8、Caspase-9的mRNA表达水平仅在高剂量NiSO4染毒组显着高于其它各组（P<0.01）。与对照组相比,各剂量NiSO4染毒组Fas的mRNA表达水平显着增加（P<0.01）,中、高剂量NiSO4染毒组Bcl-2的mRNA表达显着降低（P<0.01）。中、高剂量NiSO4染毒组Fas蛋白表达水平均显着高于对照组（P<0.01）,各组间Bcl-2的蛋白表达水平无统计学差异（P>0.05）。Bax mRNA及蛋白表达水平与对照组相比均无统计学差异（P>0.05）。Bcl-2/Bax的mRNA比值随着暴露剂量的增加而显着降低,差异有统计学意义（P<0.01）,而仅高剂量NiSO4染毒组Bcl-2/Bax蛋白比值低于对照组,差异有统计学意义（P<0.05）。结论1.NiSO4通过降低人Nthy细胞及HPNE细胞的线粒体膜电位水平致使细胞发生凋亡,且凋亡作用的产生呈现剂量依赖性,从而影响人Nthy细胞及HPNE细胞能量代谢。2.NiSO4作为内分泌干扰物可通过细胞凋亡诱导大鼠甲状腺及胰腺损伤,导致大鼠甲状腺功能和胰岛功能异常。3.NiSO4可能通过介导Caspase依赖线粒体凋亡途径和Fas信号通路诱导大鼠甲状腺组织及胰腺组织发生细胞凋亡。
郭堤[6]（2020）在《密旋链霉菌Act12强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤及其机理研究》文中研究指明植物修复被认为是一种环境友好、美观、非侵入性、节能且经济有效的技术。如何强化修复植物吸收重金属或者提高其生长速度/生物量成为国内外科研工作者所探索的一个热点问题。向重金属污染土壤中接种微生物强化植物提取过程的工作引起了研究者的广泛关注。然而,放线菌作为土壤中三大微生物类群之一,常被用于植物促生和病虫害生物防治方面的研究,而关于其应用于土壤修复的研究鲜有报道。本论文通过系统地对雪里蕻的Cd、Zn耐受性及富集特性、菌肥复合强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤（植物生理生化响应、土壤理化性质、微生物群落及修复效率）和Act12强化植物修复技术初步机理进行研究,为雪里蕻修复Cd、Zn污染场地提供基础理论依据,为土壤重金属微生物强化植物修复技术提供科学技术参考。主要研究结果如下:（1）通过不同浓度梯度Cd、Zn胁迫下雪里蕻种子萌发及不同栽培方式下（土培和砂培）雪里蕻生长试验对雪里蕻Cd、Zn的耐受性及富集转运特性进行了研究。结果表明,雪里蕻种子发芽率受到Cd、Zn胁迫的抑制,在18.3～37.8%之间;低浓度的Cd、Zn胁迫一定程度上促进了雪里蕻侧根的生长,但随着Cd、Zn浓度的不断升高雪里蕻生物量呈持续降低趋势;雪里蕻植株内Cd、Zn含量随生长基质中Cd、Zn浓度的增加呈线性增长趋势。土培雪里蕻植株内Cd、Zn的最高富集浓度分别为79.9和3318mg kg-1,而砂培雪里蕻植株内Cd、Zn的最高富集浓度分别为129和5195mg kg-1;雪里蕻对Cd、Zn具有较强的耐受性和富集转运能力,具有修复Cd、Zn污染土壤的潜力。（2）研究了不同浓度的EDTA单施或与柠檬酸（CA）和草酸（OA）联合强化雪里蕻植物提取的效率。结果表明,土壤中Cd和Zn的有效性因螯合作用而提高;雪里蕻中Cd和Zn的含量分别比对照提高了1.70、2.15倍（茎叶）和1.93、2.70倍（根系）,然而植物茎叶和根系干重显着降低,分别为4.13～9.91和0.21～0.77g pot-1;螯合剂处理提高了雪里蕻苯丙氨酸解氨酶、多酚氧化酶、过氧化氢酶的活性,而降低了过氧化物酶的活性;总的来说,采用螯合剂的施用提高了雪里蕻修复冶炼厂污染土壤的效率,其顺序为:EDTA>EDTA+CA≈EDTA+OA>CK。（3）研究了施用Act12和堆肥对土壤肥力、Cd/Zn有效性及对雪里蕻植物提取效率的影响。结果表明,堆肥的施用相比对照降低了土壤p H值,同时显着提高了土壤的电导率（7.0倍）、速效磷（10.8倍）、有效钾（2.81倍）、溶解性有机碳（5.22倍）、有机质（4.93倍）,与土壤脲酶（4.39倍）、脱氢酶（45.0倍）和碱性磷酸酶（123.9倍）的活性;Act12的接种提高了土壤的肥力,并提高了土壤中Cd和Zn的溶解性,从而提高了植物对Cd和Zn的吸收;复合施用堆肥和Act12具有协同作用,能够显着提高植物提取效率,Cd和Zn的金属提取量相比对照最高分别提高了9.64和11.4倍。（4）盆栽试验条件下,接种Act12后雪里蕻生物量和叶绿素含量均有所提高,而硫处理后茎叶鲜重、叶绿素a和叶绿素b含量分别下降了57.8%、38.2%和40.7%;硫的施用促进了丙二醛的产生,比对照提高了18.4～33.6%,过氧化物酶和超氧化物歧化酶活性均得到提高,而过氧化氢酶活性在Act12处理下受到抑制;硫与Act12联合施用显着提高了地上部和根系中Cd和Zn的浓度,而各处理下金属提取量的大小顺序为:Act12>对照>Act12+硫;Act12接种显着提高了土壤脲酶（20.4%）和脱氢酶（58.5%）活性,而降低了碱性磷酸酶（68.0%）活性（P≤0.05）;土壤小分子有机酸产量由高到低依次为甲酸>草酸>苹果酸>丙酸;根际土壤细菌群落的组成在门和属的分类上变化趋势一致,硫处理提高了变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）以及硫杆菌属（Thiobacillus）（12.3倍）、假单胞菌属（Pseudomonas）（2.47倍）和地杆菌属（Pedobacter）（1.03倍）的相对丰度。（5）盆栽试验条件下,Act12联合Hoagland营养液、腐殖酸和泥炭能够显着提高雪里蕻叶绿素和可溶性蛋白含量,从而促进植物生长;多酚氧化酶和过氧化物酶的活性分别比对照降低了28.2～41.4%和15.2～59.4%,而过氧化氢酶活性则随着Hoagland营养液和腐殖酸的添加而降低;金属提取量反映植物提取效率由大到小顺序为Act12+Hoagland营养液>Act12+泥炭>对照>Act12+腐殖酸;Hoagland营养液、腐殖酸和泥炭处理下土壤酶活性分别比对照提高了0.53～0.62倍（脲酶）、2.11～5.68倍（脱氢酶）和1.21～4.69倍（碱性磷酸酶）;高通量测序共发现9个门和20个属为根际土壤优势细菌,其中变形菌门（Proteobacteria）和鞘氨醇单胞菌属（Sphingomonas）相对丰度最高,而疣微菌门（Verrucomicrobia）和硝化螺菌属（Nitrospira）相对丰度最低。（6）Act12发酵液处理下雪里蕻种子的发芽率从37.8%提高到50.0%,雪里蕻茎叶生物量比对照有所增加,而对于根系发育的促进作用尤为显着,其主根和侧根面积和长度增加明显;随着Cd、Zn胁迫浓度的不断升高,Act12发酵液处理下雪里蕻种子的发芽率先升高(在Cd 5mg L-1、Zn 250mg L-1处理下达到最高,为63.3%)后降低,表明Act12发酵液提高了雪里蕻种子对于Cd、Zn胁迫的抗性;Act12发酵液对污染土壤中的Cd、Zn的浸提能力优于液体培养基,但次于1M NH4OAC溶液,表明Act12可提高土壤中Cd、Zn生物有效性。综合以上研究认为,密旋链霉菌Act12是一株颇具研究潜力的Cd、Zn污染土壤的生物修复剂,菌肥复合施用可在Cd、Zn污染土壤雪里蕻植物修复中发挥安全有效的强化作用。
王松[7]（2019）在《攀枝花冶炼区钒的时空分布与微生物响应特征研究》文中研究表明钒矿开采及钒产品的大量使用造成了环境中的钒污染,钒冶炼厂周边环境钒污染尤为严重。微生物对环境中的钒反应敏感,地质环境中的钒能促使微生物群落发生变化。探究钒冶炼厂周边环境介质中钒与微生物之间的分布及响应有助于我们了解冶炼厂周边环境钒污染程度及钒的生物地球化学过程与微生物的响应特征。针对攀枝花某典型钒冶炼厂周边不同距离梯度及剖面深度的土壤进行钒含量及微生物调查研究。研究发现该地区土壤受到了严重的钒污染,钒的含量随着距离和剖面深度的增加而降低,钒污染的主要来源为钒冶炼厂的大气沉降。该地区土壤钒污染严重且对儿童健康存在危害风险。不同钒含量的样品微生物群落结构差异性较大。该地区中存在一类钒还原菌群（VRB）,土壤钒含量与其丰度呈现高斯分布模式。钒在一定范围内能够促进VRB的生长,含量过高则会抑制VRB的生长。对表层土壤和剖面土壤一年内不同季节变化进行研究,发现土壤中的钒含量在一年内随着时间的变化逐渐增加,其污染程度在加重。微生物的多样性和丰度随着季节性变化逐渐降低。门水平Actinobacteria丰度在一年内随着季节性变化有逐渐增长的趋势,Acidobacteria则相反。属水平中丰度高的属大多具有钒还原以及其他金属还原与抗性功能,其中Bacillus丰度较高且具有钒还原功能。冗余分析（RDA）表明有机质（OM）和钒是影响微生物群落的最重要的理化指标。对冶炼厂周边其他环境介质（地表水、地下水、沉积物）钒含量及微生物群落研究,发现典型溪流钒污染严重,浓度高达12.60 mg/L。钒污染水环境样品中存在丰度较高的钒还原菌及其他金属还原与抗性菌。沉积物中微生物分布特征与水环境样品分布特征相似。非度量多维尺度分析（NMDS）表明环境相似的样品群落结构相似。钒、TN、Al和pH是影响其微生物群落的关键性因素。综上所述,该冶炼厂周边地质环境受钒污染严重,环境介质中的微生物群落对钒含量有不同的响应特征。本研究为揭示地质环境钒的生物地球化学过程提供了重要支撑。
贺莉萍[8]（2018）在《基于GIS和风险评估模型对矿区农用地土壤重金属污染和学龄儿童健康的研究》文中研究表明环境与健康标准被正式纳入到国家环境保护标准体系,保障公众健康理念正逐渐融入到了环境保护政策。在国家环境与健康工作发展政策的导引下,本论文在誉有“世界有色金属博物馆”的湖南南部某市选取具有典型性的环境健康高风险有色金属矿区为研究区域,参照《场地污染风险评估技术导则HJ25.3-2014》（C-RAG）的程序,开展了以学龄儿童健康危害和健康风险评价为基础的矿区重金属污染的风险评估,为制订基于保障人群健康的环境防治决策和管理措施提供依据,以更有效地预防控制与环境因子相关的健康损害和疾病。论文综合了地理信息系统、Meta分析、现场调查、实验室检测、儿童健康指标检测和分析、以及健康风险评估模型等技术,评估了区域内农用地土壤和对应蔬菜的重金属污染情况,检测了不同土壤污染暴露情况下学龄儿童体内血液和尿液重金属负荷,统计分析了重金属污染与学龄儿童健康的关联,以铅（Pb）、镉（Cd）、砷（As）等为主要重金属污染物建立了儿童暴露情景,通过资料收集、现场监测和暴露模型模拟预测等获得了当地学龄儿童暴露参数,计算出暴露水平,应用健康风险评估和随机模型评估了学龄儿童经土壤及蔬菜摄入Pb、Cd、As重金属污染的致癌和非致癌健康风险表征,并以Monte Carlo模拟方法进行了不确定性和敏感性分析。主要研究内容和结果如下。1研究区域土壤典型重金属污染来源及污染特征研究目的:从重金属污染源空间分布、环境治理情况、区域内河水重金属监测数据时间变化、居民健康基本情况、土壤历史重金属典型污染物等多方面分析,了解研究区域重金属污染特征,确定关注污染物;了解农用地土壤历史污染及其GIS分布;初步识别暴露危害和暴露情景。为下阶段开展健康风险评估提供依据和基础;为当地相关部门开展重金属污染治理,促进居民健康提供依据和基础。方法:通过收集2015年以前的历史资料和现场考察,分析了研究区域污染源和突发环境事件;运用系统综述和GIS分析相结合的模式对研究区域内D河受尾砂影响的周边重金属污染情况进行了分析;采用问卷调查收集当地居民生活行为特征及慢性疾病发生情况,并抽样检测居民血液铅浓度。结果:GIS分布图显示沿研究区域内的的D河两岸农用地土壤历史重金属污染严重。2008年到2015年D河断面铅、镉、砷监测点超标数据逐年减少,至2015年除一个监测点砷轻度超标外,其他4年监测数据均未超标。被调查人群的慢性病患病率（30.1%）明显高于全国中部地区15岁及以上农村居民慢性病患病率水平（23.15%）。调查的儿童血铅浓度均值为74.2μg/L高于湖南省平均水平（本文Meta分析结果:湖南省平均值66.95±27.93 μg/L）。GIS分布图显示了污染源与学校、居民区相邻关系。区域内无稻谷等粮食种植,居民食用的蔬菜90%来自区域内零星菜地种植的自给和自供蔬菜,饮用自来水。结论:①研究区域的主要污染源为采矿业生产过程产生的尾砂和废水、整治后关停的采选矿废址和尾矿库倒塌突发环境事件冲向D河及两岸的尾砂;②尾砂库特征污染物为铅（Pb）、镉（Cd）、砷（As）、铜（Cu）、锌（Zn）等,农用地土壤污染严重,主要污染物依次为Pb、Cd、As、Cu、Zn,GIS分布显示靠近河道污染重;③研究区域污染治理效果明显,目前河道及其两岸无尾砂和废渣,河水监测基本无超标现象;④本研究区域内人群存在一定的健康危害;⑤建立基于敏感用地的暴露情景假设:在此情景下,学龄儿童主要经土壤和蔬菜路径暴露可能会长时间暴露于场地污染而产生健康危害,很有必要开展进一步的危害效应、暴露评估和风险表征研究。2基于GIS的农用地土壤及其对所产蔬菜重金属污染分析目的:现场监测研究区域农用地土壤及其所产蔬菜的重金属浓度,分析其污染特性,为进一步的风险表征提供环境暴露参数,为当地环境管理部门制定基于公众健康基础上的农用地土壤污染标准和治理政策及措施提供科学依据。方法:在研究区域抽取了 16个采样区,获16个表层土壤样本和对应土壤上的9类共129个蔬菜样本。ICP-MS法测定了样品中Cr、Cu、Zn、As、Cd、Pb等6种重金属浓度。描述了土壤和蔬菜中重金属浓度的分布;引入了管制值理念和地理信息系统（GIS）,对土壤环境质量和蔬菜中重金属污染进行了评价和关联性分析。结果:16个土壤样6种重金属的超标率排序为Cd（100%）>As（93.75%）>Pb（62.50%）>Zn（43.75%）>Cu（12.50%）>Cr（0%%）,Pb、Cd、As 重金属平均浓度都显着超出了湖南省土壤元素背景值和风险筛选值,相应的污染程度排序为:Cd>Pb>As>Zn>Cu。蔬菜类别污染程度排序为:根茎类>叶菜类>瓜茄果类>豆类及其他类,污染综合指数平均值分别为5.606、2.889、2.137和1.052。叶菜类、根茎类对As、Cd、Pb的富集能力高于瓜茄果类蔬菜及豆类及其他类蔬菜,污染程度高的土壤对应的蔬菜污染超标率显着性高于污染程度低的土壤对应的蔬菜。结论:研究区域的农用地土壤主要重金属污染为As、Cd、Pb,除个别采样位点土壤重金属污染水平为中度,其余采样位点均为重度污染水平;蔬菜中的重金属浓度较高,对人群健康危险风险高;该地区的农用土壤除少数可采取安全利用外,大部分应采取严格管控措施。3重金属污染物学龄儿童负荷水平及其健康效应的研究目的:探讨居住环境重金属土壤污染级别、儿童体内重金属负荷与健康效应的剂量反应关系,确定研究区域重金属污染对儿童健康的危害。为下一步风险表征研究提供暴露人群信息,为当地环境保护部门制定基于儿童健康的环境重金属基准值提供参考,为卫生健康部门对当地儿童主要健康问题开展针对性预防控制提供依据。方法:2017年3月～8月对研究区域的三所小学1～3年级学龄儿童241人（男123人,女118人,平均年龄为7.82±1.02岁）进行了 Rutter儿童行为量表（家长版）评估;采用韦氏儿童智力量表第四版评价了儿童的智商;现场测量了儿童生长发育指标并收集了尿液和静脉血。检测和分析了不同重金属污染类别的土壤居住环境下,学龄儿童体内重金属负荷和生长发育、行为智力、血液尿液常规指标等健康效应的差异及其关联。结果:共招募儿童241名,其中159名儿童家长同意抽血以及收集尿样,自愿参加智力测试的有70名。调查地区儿童血Pb浓度几何均数为46.96μg/L,血Pb浓度≥50μg/L的占61.01%,血Pb浓度≥100μg/L占10.06%。儿童血Cd浓度（2.32±2.34μg/L）、尿 Cd 浓度（1.20±1.02μg/L）、尿 As 浓度（73.46±64.50μg/L）显着性超过湖南省或全国平均水平,血Cd、尿Cd与肾功能指标呈负相关。以内梅罗综合污染指数划分居住地农用地土壤,儿童的血Pb浓度在中度污染区（n=19,39.80±21.24μg/L）和重度污染区（n=140,61.75±33.55μg/L）有显着性差异（P<0.05）。居住地土壤Pb浓度与儿童高Pb血症发生率,土壤Cd浓度与儿童尿Cd浓度和RBP浓度有关联。参加测试的学龄儿童总智商平均值为93.93±9.72,与全国水平比较处于中等偏下;血Pb浓度≥50μg/L组的学龄儿童总智商、知觉推理指数以及工作记忆指数显着性低于血Pb浓度<50μg/L组（P<0.05）;随着尿铬、尿锰、血锰水平升高智商中某些指数得分越低（P<0.05）;血铜浓度与工作记忆指数呈正相关,尿Cd和尿As浓度与加工速度指数呈现负相关（P<0.05）。Rutter行为量表结果显示,儿童有行为问题的检出率为21.61%,以A行为为主。结论:研究区域内儿童血液尿液重金属Pb、Cd、As浓度高于湖南省或全国平均水平。学龄儿童体内Pb、Cd、As负荷水平与居住地土壤重金属污染程度相关。体内Pb、Cd、As负荷水平与儿童的肾功能及言语理解、工作记忆、加工速度及总智商的损害程度有关联。可认为该矿区周边儿童受到重金属的污染的危害,有必要对污染的长期健康效应开展进一步的健康风险评估。4学龄儿童经土壤/灰尘和蔬菜摄入途径铅镉砷暴露的健康风险评价目的:运用非致癌风险模和致癌模型,评价了研究区域内经土壤铅镉砷暴露学龄儿童的健康风险,为卫生健康和环境保护部门制订基于保障人群健康的环境防治决策和管理措施制订提供依据,更有效地预防控制与环境因子相关的健康损害和疾病。方法:通过对研究区域内学龄儿童人体特征和膳食问卷调查与测量、国内文献综述筛选、资料收集分析、现场监测和模拟预测获得环境数据和暴露信息数据,运用UEPA推荐的致癌和非致癌风险评估模型和判别依据,分别计算并评价了学龄儿童经土壤暴露铅镉砷所产生的非致癌与致癌风险和风险商,运用Crystal Ball模型和Monte Carlo模拟,进行了不确定性与敏感性分析。结果:学龄儿童经土壤来源的铅镉砷污染暴露共7个途径,即经土壤、灰尘及自产/自供蔬菜三种介质通过呼吸、口和皮肤摄入。非致癌风险值只有经口和皮肤途径通过介质土壤和灰尘摄入As大于1,其余途径和Cd和Pb都小于1。通过土壤和灰尘介质的各途径致癌风险为As>Cd>Pb,除了经呼吸吸入外其他途径As在各百分位点致癌风险都超过了 UEPA建议的最低限值1.0×10-6,Cd在P50时致癌风险大于1.0×10-6,Pb在经口直接摄入途径的P75时才稍微超出最低限值;所有致癌风险值未超过UEPA推荐的上限值1.0×10-4 土壤铅镉砷经蔬菜介质摄入非致癌风险值小于1。结论:研究区域内学龄儿童经蔬菜介质摄入尚不能认为有致癌和非致癌风险。但经其他途径土壤铅镉砷污染已对当地学龄儿童健康构成了一定的威胁,其风险大小依次是As、Cd、Pb。
潘尚霞[9]（2017）在《南方某工业区环境重金属暴露对儿童神经和肾脏早期影响》文中研究指明环境重金属污染对儿童健康损害尤其是神经系统影响的研究是目前环境和健康问题的一个重要领域。多年来以能源的大量消耗和严重的环境污染为代价的粗放型发展模式,带来经济高速发展的同时,大量污染物也通过废气、废水和固体废物等形式排放入环境中,环境污染引起的健康问题日益突出。而环境重金属污染因其具有隐蔽性、长期性、累积性和不可逆性等特点,导致污染的危害大、持续时间长、治理成本费用高而见效慢等后果而备受关注。由于重金属元素的富集、迁移等属性,不少重金属可以通过水、食物、空气等途径进入人体,引起急、慢性健康损害,甚至可以引起严重的慢性中毒,导致公害病的发生,如汞污染导致的水俣病、镉污染引起的痛痛病等。而儿童是环境污染的脆弱人群,对环境污染引起的健康损害更为敏感,同时大量研究已表明重金属可以导致儿童神经系统不可逆转性损害的发生,儿童时期的重金属污染可以影响成年期某些疾病的发生,因此越来越多的研究关注环境重金属污染对儿童神经系统的影响。而目前的环境重金属污染和儿童健康影响的研究中环境重金属污染长期、低剂量典型暴露区的内暴露;环境重金属长期、低剂量联合暴露对儿童神经系统的联合效应以及100μg/L作为环境铅暴露对人群健康影响评价的界定限值是否需要修订等,都是亟待解决的主要问题。本研究采用流行病学横断面调查方法,选择国家环境保护部《重金属污染综合防治“十二五”规划》中划入的环境重金属重点防控区的一个镇为污染区,相邻上风侧一个镇为对照区,随机抽样选择污染区和对照区至少生活两年的9-11岁在校学生,进行健康问卷调查、智力和神经行为测试等,并采集环境样品和生物样本进行铅、镉、砷、汞的外暴露和内暴露指标检测,同时调查了重金属暴露早期健康效应指标,以探索环境重金属长期、低剂量联合暴露对9-11岁儿童神经系统和肾脏早期损伤效应。本研究初步得出以下结论:1.本研究所采集的环境样品中,污染区大米、麦菜、空心菜中的镉含量（1.41、0.24、0.15 mg/kg）和大米、空心菜中的砷含量（0.19、0.16 mg/kg）及大米、空心菜中的铅含量（0.18、0.26 mg/kg）均高于对照区大米、麦菜、空心菜中的镉含量（0.20、0.14、0.07 mg/kg）和大米、空心菜中的砷含量（0.13、0.10 mg/kg）及大米、空心菜中的铅含量（0.13、0.13 mg/kg）。同时与国家食品卫生标准相比（0.20mg/kg）,污染区大米和麦菜镉含量（1.41、0.24 mg/kg）均高于国家卫生标准限值,尤其是污染区大米镉含量是国家卫生标准限值的7倍,远远超过卫生标准限值要求。污染区土壤中铅、镉、汞含量均显着高于对照区（p<0.05）,并且铅、镉、汞含量均是对照区2倍之多。这些结果表明虽然经过这些年的治理,已经取得一些成效,但环境重金属污染仍然比较严重,环境重金属污染已经迁移、富集到食物中,对人群健康影响已构成威胁。同时,重金属也已扩散、迁移到附近地区,致使环境重金属污染面积扩大。2.调查地区儿童血、尿中铅、镉、砷、汞检测结果显示,污染区儿童血、尿中铅、镉含量显着高于对照区儿童（p<0.001）,同时,存在性别暴露差异:对照区男孩血铅（39.36μg/L）、血汞（1.73μg/L）分别显着性高于女孩血铅（35.24μg/L）、血汞（1.50μg/L）（p<0.05）,污染区男孩血铅（72.61μg/L）、血汞（1.66μg/L）、尿镉（1.62μg/L）、尿砷（31.92μg/L）、尿汞（0.40μg/L）均分别显着高于女孩血铅（60.67μg/L）、血汞（1.45μg/L）、尿镉（1.29μg/L）、尿砷（27.23μg/L）、尿汞（0.34μg/L）（p<0.05）。重金属暴露早期健康效应指标检测分析显示污染区儿童尿中β2-微球蛋白、视黄醇结合蛋白（Retinol-Binding Protein,RBP）浓度高于对照区儿童,差别有显着性意义（p<0.001）。这些结果说明环境重金属污染已引起儿童体内重金属内暴露水平增高,并已对儿童的健康影响构成了一定的风险。3.污染区儿童智力测试得分值显着低于对照区（103.38±10.755 vs106.23±12.838,p<0.05）,同时,污染区儿童智商在中等及以下（分值在109分以下）,人数比对照区多。神经行为测试显示污染区儿童划消数字、连接数字、目标追踪3个测试项目得分显着低于对照区儿童（p<0.001）。说明研究地区的环境重金属污染已经对儿童神经系统产生影响,导致污染区儿童整体智力水平降低,智商高的儿童出现减少,并可能会影响儿童神经行为。4.控制混杂因素后的多重线性回归分析显示在环境铅、镉、砷、汞联合暴露污染的情况下,只有血铅与儿童的智力有显着性负相关（p<0.05）;血铅浓度从最低四分位数（35.65μg/L）上升到最高四位数（70.65μg/L）,能导致儿童智力测试得分下降3.50分;同时交互作用分析显示铅、镉、砷、汞之间可能存在交互作用,需要进一步的深入研究证实。进一步探讨血铅含量低于100μg/L是否对儿童智力有影响。分析结果显示:当血铅浓度低于100μg/L时,在环境铅、镉、砷、汞联合暴露污染的情况下,仍然只有血铅与儿童智力呈现显着性负相关（p<0.05）,血铅含量从最低四分位数（34.68μg/L）增加到最高四位分数（67.53μg/L）,能引起儿童智力测试得分下降3.23分。并且,当血铅浓度达到67.53μg/L时,就开始出现有统计学意义的智力测试得分下降。这些结果说明在铅、镉、砷、汞长期、低剂量联合暴露水平下,只有铅能导致儿童智力下降,并且即使血铅浓度低于100μg/L,也能引起儿童智力下降。当血铅浓度达到67.53μg/L时,开始出现有统计学意义的智力下降,提示目前国内有关标准设定血铅浓度大于100μg/L为敏感人群健康损害界定限值有待商榷。环境重金属长期、低剂量联合暴露对儿童神经系统交互作用影响则需要进一步的大样本和队列研究深入探索。
蔡秋玲[10]（2016）在《广西某地学龄儿童血铅水平及铅暴露对某矿区学龄儿童健康的影响》文中指出目的通过调查广西某地7-12岁学龄儿童的血铅水平和铅中毒流行状况,探讨血铅暴露对锌、铜、铁、钙、镁水平的影响,为儿童铅中毒防治提供科学依据。对象和方法 近三年共2629名（男童1781人,女童848人）来自某医院儿童保健门诊的7-12岁学龄儿童自愿参与实验室检测,清晨采儿童空腹静脉血lml用于测全血血铅和锌、铜、铁、钙、镁等元素的含量。用石墨炉-原子吸收分光光谱法（GFAAS）测定血铅含量,火焰原子吸收分光光度法测定血锌、铜、铁、钙、镁等元素的含量。用SPSS16.0统计软件对儿童血铅、锌、铜、铁、钙、镁的水平和铅中毒检出率进行描述；用卡方检验法对不同亚群学龄儿童铅中毒检出率进行比较分析；用Pearson相关分析和Spearman相关分析法分析铅、锌、铜、铁、钙、镁六种元素之间的关系。结果全样本2629名7-12岁学龄儿童的血铅中位数为54.6μ g/L；男童、女童的血铅中位数分别为56.9μg/L.51.2μg/L,男童血铅水平高于女童,P<0.05。9-12岁男童血铅水平均高于同龄女童,差异有统计学意义,P<0.05；学龄儿童的血铅水平无年龄间的差别,P>0.05。近三年学龄儿童的血铅中位数分别为64.0μg/L.50.1μg/L和49.5μg/L,后者学龄儿童的血铅水平分别低于前两组,P值均<0.05。第一年的7-8岁和12岁男童、第二年的9岁男童、第三年的11岁男童的血铅水平高于同龄女童,差异有统计学意义,P<0.05。全样本学龄儿童血铅水平主要位于50-μg/L组段,占50.7%,其次为0-μg/L组段,占41.1%。男童血铅水平位于0-、50-、100-、150-、200及以上μg/L组段的比例分别为37.8%、53.1%、7.2%、1.5%、0.4%；女童的比例为48%、45.8%、4.5%、0.8%和0.9%,两组学龄儿童在血铅水平的构成上差异有统计学意义（X2＝31.534,P=0.000）。第二年和第三年两个年份组学龄儿童血铅水平构成无差别,P>0.05；第一年学龄儿童血铅水平构成分别与后两年有差别,P<0.05。全样本学龄儿童铅中毒检出率为8.2%；男童和女童分别为9.1%和6.3%,男童大于女童（X2=6.197,P=-0.013）。9岁组男童铅中毒检出率高于同龄女童（X2＝4.247,P=0.039）,其余各年龄组的男、女童间铅中毒检出率差异无统计学意义,P>0.05。近三年学龄儿童铅中毒检出率分别为10.9%、5.2%、8.4%,有逐年降低的趋势（X2＝3.890,P=-0.049）；男童的铅中毒率亦有逐年降低的趋势（X2＝8.302,P=-0.004）。学龄儿童血锌、铜、铁、钙、镁的含量分别为6.11±1.29μg/ml.1.36 ±0.37μg/ml.433.58±69.25μg/ml.57.77±6.60μg/ml和35.36±4.52μg/ml。铅中毒组与非铅中毒组学龄儿童的血锌、铜、铁、钙、镁含量差异均无统计学意义,P>0.05。按年龄分层,9岁非铅中毒组学龄儿童血铁、血镁含量低于铅中毒组,10岁学龄儿童血钙含量高于后者,差异均有统计学意义,P<0.05。第二年和第三年组别的非铅中毒组学龄儿童血钙含量高于铅中毒组,P<0.05。第一年组别铅中毒等级与血铁、血镁含量呈负相关,r分别为-0.245、-0.224,P<0.05。结论广西7-12岁学龄儿童的血铅水平和铅中毒检出率有下降的趋势,但形势仍然不容乐观；男童对铅的易感性更高；铅中毒的发生伴随低血钙、低血铁、低血镁的情况。当地政府部门需重视学龄儿童铅中毒的防治工作,关注儿童体内必需元素的含量,采取措施改善学龄儿童铅中毒的状况。目的调查广西汉族聚居地某铅锌矿区学龄儿童的铅中毒流行状况,分析铅暴露对学龄儿童甲状腺激素、血清氨基酸类神经递质水平、智力水平和生长发育水平的影响,探索铅中毒的影响因素,为开展预防儿童铅中毒的工作提供参考依据。对象和方法 选择广西汉族聚居区某铅锌矿区255名7-12岁学龄儿童为观察对象,清晨采儿童空腹静脉血lml用于测全血血铅,另采2m1分离出血清,-80。保存。用石墨炉-原子吸收分光光谱法（GFAAS）测定血铅水平,用化学发光免疫法测定血清促甲状腺激素（TSH）、游离三碘甲状腺氨酸（FT3）和血清游离甲状腺素（FT4）含量,用高效液相色谱（HPLC）荧光检测法测定血清Y-氨基丁酸（GABA）、谷氨酸（Glu）、谷氨酰胺（Gln）含量。在该矿区居民家中随机抽取11份自种大米,用GFAAS检测大米铅含量。对同意参与调研的对象检测身高、体重、胸围等形态发育指标,用瑞文标准推理测验测试智力,填调查表收集家庭环境、生活行为习惯和饮食偏好等信息。血铅水平分析以某综合医院收治的490名学龄儿童为对照,生长发育水平分析以合浦县某乡镇小学308名汉族学龄儿童为对照。采用SPSS16.0统计软件进行数据处理与分析。结果该矿区居民自种大米含铅量的中位数为98.47μg/kg,超标检出率为18.2%。铅锌矿区255名学龄儿童的血铅中位数为84.8μg/L（男童为88.4μg/L,女生为83.2μg/L）；对照组学龄儿童的血铅中位数为54.25μ g/L（男童为58.0μg/L,女童为51.2μg/L）,低于铅锌矿区学龄儿童的血铅水平,除12岁男生外,各亚群学龄儿童血铅水平均低于铅锌矿区,P<0.05。以血铅大于100μg/L作为判断儿童铅中毒标准,铅锌矿区学龄儿童铅中毒检出率为31.8%（男童为35.7%,女童为27.8%）,大于对照组的8.2%（男童为10%,女童为6.3%）,差异均有统计学意义（P=0.000）。铅锌矿区8-10岁男童和7、10、12岁女童的铅中毒检出率均高于对照组,差异有统计学意义（P<0.05）。铅锌矿区249名7-12岁学龄儿童检测了甲状腺功能和血清氨基酸类神经递质水平。铅中毒组TSH含量低于非铅中毒组,铅中毒组女童GABA水平高于非铅中毒组,差异均有统计学意义（P<0.05）。血清TSH含量与血铅水平呈负相关（r=-0.186,P=0.003）。Glu、Gln、GABA水平与血铅水平无相关性。瑞文标准推理测验的Cronbach’s a系数标化为0.866。205名学龄儿童的智力水平以三级（中等智力）和四级（智力中下）为主,比例分别为37.6%、25.9%。学龄儿童智商水平为92.32±14.68,智商有随年龄增长而降低的趋势（P均=0.000）,7、8岁学生智商水平均高于9-12岁学生,差异有统计学意义（P<0.05）；智商水平无性别差异（P>0.05）。铅中毒组儿童智商水平为88.7±14.24,比非铅中毒组低3.59；铅中毒组男童的智商水平为88.69±13.90,低于非铅中毒组男童的94.65±15.13,差异有统计学意义,P<0.05。学龄儿童的智力等级与血铅水平呈正相关（R=0.147,P<0.05）。铅锌矿区234名各亚群汉族学龄儿童的身高、体重均低于对照组,P<0.05。除9岁组外,女童的胸围水平明显劣于对照组,差异均有统计学意义,P<0.05；男童仅有9岁组胸围低于对照组,差异有统计学意义,P<0.05。铅锌矿区学龄儿童的生长发育等级集中在中等和中下水平,体重在这两个等级的构成比高达97%,身高和胸围分别达到88.5%和96.1%。铅锌矿区学龄儿童身高等级、体重等级、胸围等级均差于对照组,差异有统计学意义,P<0.05。铅锌矿区学龄儿童消瘦情况突出,男童消瘦的比例达到21.7%,女童达到22.8%。铅中毒组和非铅中毒组学龄儿童在身高等级、体重等级、胸围等级和营养状况的分布上差异无统计学意义,P>0.05。7岁女童的身高、8岁女童的体重、9岁女童的胸围与血铅值呈负相关,R分别为-0.432、-0.497、-0.405,P≤0.05。儿童家庭环境与生活行为方式调查问卷的Cronbach’s α系数为0.726。母亲偶尔吸烟的学龄儿童发生铅中毒的危险是母亲不吸烟者的3.587倍,经常直接喝生水的学龄儿童发生铅中毒危险是从不喝自来水者的3.716倍；经常食用新鲜水果、蔬菜和经常食用豆制品的学龄儿童不容易发生铅中毒,OR值分别为0.323、0.181,TSH含量高者不容易发生铅中毒,OR值为0.775。结论铅锌矿区环境铅污染问题较突出,铅暴露对学龄儿童的甲状腺功能水平、氨基酸类神经递质、智力水平、生长发育水平可能有一定损害。环境铅暴露对学龄儿童的影响可能存在性别差异,智力方面对男生的影响大于女生,在生长发育方面则相反。补充优质蛋白质和维生素C对儿童铅中毒可能有防治作用。
二、冶炼厂污染对儿童生长发育和免疫功能影响的研究（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、冶炼厂污染对儿童生长发育和免疫功能影响的研究（论文提纲范文）
（1）环境重金属污染对乌蒙半细毛羊免疫功能和抗氧化能力的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 引言 |
| 文献综述 |
| 1.1 重金属污染研究进展 |
| 1.1.1 重金属污染概况 |
| 1.1.2 土壤重金属污染及危害 |
| 1.1.3 污灌水重金属污染及危害 |
| 1.2 重金属Pb的毒性作用 |
| 1.3 重金属Cd的毒性作用 |
| 1.4 重金属Cu的毒性作用 |
| 1.5 重金属Zn的毒性作用 |
| 1.6 重金属元素间的相互作用 |
| 1.7 重金属对动物的影响 |
| 1.8 本研究的目的和意义 |
| 1.9 技术路线 |
| 第二章 研究对象、科学问题和研究方法 |
| 2.1 研究对象 |
| 2.1.1 乌蒙半细毛羊 |
| 2.1.2 研究区域 |
| 2.2 科学问题 |
| 2.3 试验材料 |
| 2.3.1 试验动物 |
| 2.3.2 主要仪器设备 |
| 2.3.3 主要试剂 |
| 2.4 样本的采集及处理 |
| 2.4.1 水、土壤和牧草样本的采集及处理 |
| 2.4.2 毛发和血液样本的采集及处理 |
| 2.4.3 动物组织样品的采集及处理 |
| 2.5 样本的分析 |
| 2.5.1 重金属含量的分析 |
| 2.5.2 血常规参数分析 |
| 2.5.3 生化酶参数分析 |
| 2.5.4 血清蛋白含量测定 |
| 2.5.5 免疫指标测定 |
| 2.5.6 抗氧化指标测定 |
| 2.6 数据统计分析 |
| 第三章 结果 |
| 3.1 水、土壤和牧草中重金属含量与采样点距离的关系 |
| 3.2 水、土壤和牧草中重金属含量 |
| 3.2.1 水中重金属含量 |
| 3.2.2 土壤中重金属含量 |
| 3.2.3 牧草中重金属含量 |
| 3.3 乌蒙半细毛羊毛发和全血中重金属含量 |
| 3.4 乌蒙半细毛羊组织中重金属含量 |
| 3.5 乌蒙半细毛羊血常规参数 |
| 3.6 乌蒙半细毛羊血清生化参数 |
| 3.7 乌蒙半细毛羊血清蛋白浓度 |
| 3.8 乌蒙半细毛羊血清免疫指标 |
| 3.9 乌蒙半细毛羊血清抗氧化指标 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 重金属污染对水、土壤和牧草中元素浓度的影响 |
| 4.2 重金属污染对乌蒙半细毛羊全血、毛发和动物组织含量的影响 |
| 4.3 重金属污染对乌蒙半细毛羊血常规参数的影响 |
| 4.4 重金属污染对乌蒙半细毛羊生化酶活力的影响 |
| 4.5 重金属污染对乌蒙半细毛羊血清蛋白含量的影响 |
| 4.6 重金属污染对乌蒙半细毛羊免疫功能的影响 |
| 4.7 重金属污染对乌蒙半细毛羊抗氧化功能的影响 |
| 第五章 总结 |
| 5.1 本研究主要结论 |
| 5.2 本研究创新点 |
| 5.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
（2）田块尺度土壤镉砷分布特征及其对微生物群落的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 我国土壤中镉砷污染的现状 |
| 1.2.2 土壤镉砷有效性的研究进展 |
| 1.2.3 土壤镉砷污染对土壤微生物群落的影响 |
| 1.3 研究目标 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 田块尺度农田石灰性土壤镉砷分布特征分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区概况 |
| 2.1.2 田块尺度上的样点布设 |
| 2.1.3 测定项目及方法 |
| 2.1.4 农田土壤镉砷污染状况评价方法 |
| 2.1.5 小麦籽粒健康风险评价方法 |
| 2.1.6 质量和精密度控制 |
| 2.1.7 数据统计分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 土壤镉砷总量及分布特征 |
| 2.2.2 石灰性农田土壤中镉砷有效性的分析 |
| 2.2.3 石灰性农田土壤理化性质与镉砷有效性的相关分析 |
| 2.2.4 农田石灰性土壤镉砷污染及生态风险评价 |
| 2.2.5 小麦可食部位镉砷含量特征 |
| 2.2.6 小麦可食部位镉砷的人体健康风险评价 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 石灰性农田土壤镉砷污染对微生物群落特征的影响效应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 研究区概况 |
| 3.1.2 样品采集与分析方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 农田土壤镉砷污染对细菌群落多样性和组成的影响 |
| 3.2.2 农田土壤镉砷污染对真菌群落多样性和组成的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 结论和展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的学术论文 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
| 附件 |
（3）某矿区儿童环境铅暴露健康风险评价及影响因素研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1 研究背景 |
| 1.1 儿童铅暴露途径 |
| 1.2 儿童机体中的铅代谢 |
| 1.3 儿童铅暴露对健康的危害 |
| 1.4 儿童环境铅暴露防治及健康风险研究进展 |
| 2 矿区概况 |
| 2.1 矿区介绍 |
| 2.2 矿区环境污染及治理 |
| 3 研究目的与意义 |
| 4 技术路线 |
| 第二章 矿区环境铅暴露现状及其健康风险评估 |
| 1 研究对象与方法 |
| 1.1 研究对象 |
| 1.2 研究方法及资料来源 |
| 1.3 统计学分析 |
| 1.4 评价方法 |
| 1.5 质量控制和质量评价 |
| 2 结果 |
| 2.1 污染源暴露分析 |
| 2.2 环境污染状况分析 |
| 2.3 人群外暴露计算及其风险评估 |
| 3 讨论 |
| 第三章 矿区儿童血铅水平及其影响因素研究 |
| 1 研究对象与方法 |
| 1.1 研究对象 |
| 1.2 研究方法与资料来源 |
| 1.3 统计学分析 |
| 1.4 质量控制 |
| 2 结果 |
| 2.1 基本信息 |
| 2.2 儿童体内铅含量现状分析 |
| 2.3 儿童血铅影响因素的线性回归分析 |
| 3 讨论 |
| 第四章 基于IEUBK模型的环境铅对儿童血铅的影响研究 |
| 1 IEUBK模型原理及应用 |
| 1.1 常用血铅模型比较及选取 |
| 1.2 模型概况 |
| 1.3 模型构造 |
| 1.4 铅的生物利用度 |
| 1.5 模型参数设置基本原理 |
| 2 研究对象与方法 |
| 2.1 儿童行为参数调查方法 |
| 2.2 环境污染参数研究方法 |
| 2.3 模型本地化、验证和应用 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 第五章 总结 |
| 1 主要结论 |
| 2 研究创新点 |
| 3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 缩略语英汉对照表 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
| 附录 |
（4）渝西北土壤重金属污染特征、源解析与生态健康风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 土壤重金属污染来源 |
| 1.1.3 土壤重金属污染特点与危害 |
| 1.2 土壤重金属污染评价与源解析 |
| 1.2.1 土壤重金属污染评价 |
| 1.2.2 土壤重金属污染源解析 |
| 1.3 土壤重金属生态环境与健康风险评价 |
| 1.3.1 潜在生态风险评价 |
| 1.3.2 土壤重金属环境风险评价 |
| 1.3.3 人体健康风险评价 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 选题依据和意义 |
| 2.2 研究目标和研究内容 |
| 2.2.1 研究目标 |
| 2.2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 2.4 论文创新点 |
| 第3章 研究区概况与研究方法 |
| 3.1 研究区概况 |
| 3.1.1 研究区的选择 |
| 3.1.2 自然地理 |
| 3.1.3 地质背景 |
| 3.1.4 矿产资源 |
| 3.1.5 土壤类型 |
| 3.1.6 土地利用现状 |
| 3.1.7 农业和农村经济 |
| 3.2 样品采集与测试 |
| 3.2.1 土壤样品采集与前处理 |
| 3.2.2 植物样品及根系土样品采集与前处理 |
| 3.2.3 土壤样品的测试与质量评述 |
| 3.2.4 土壤形态分析样品测试与质量评述 |
| 3.2.5 植物样品测试与质量评述 |
| 3.3 数据处理与研究方法 |
| 第4章 土壤重金属含量特征与空间分布 |
| 4.1 土壤重金属元素含量特征 |
| 4.2 土壤重金属空间分布特征 |
| 4.2.1 半变异函数及其模型 |
| 4.2.2 土壤重金属空间变异分析 |
| 4.2.3 土壤重金属空间分布特征 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 土壤重金属污染与来源解析 |
| 5.1 土壤重金属污染特征与分析 |
| 5.1.1 地累积指数 |
| 5.1.2 富集因子 |
| 5.1.3 内梅洛污染指数 |
| 5.2 土壤重金属污染源解析 |
| 5.2.1 研究方法 |
| 5.2.2 相关性分析 |
| 5.2.3 主成分分析(APC)—重金属来源分析 |
| 5.2.4 APCS—MLR源解析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 土壤—作物系统重金属累积规律及其影响因素 |
| 6.1 研究方法 |
| 6.1.1 土壤和作物安全性评价方法 |
| 6.1.2 生物富集系数 |
| 6.1.3 作物吸收重金属模型构建方法 |
| 6.2 土壤—作物系统中重金属含量特征及其累计规律 |
| 6.2.1 根系土中重金属含量特征及其安全性 |
| 6.2.2 水稻、玉米和叶类蔬菜重金属含量特征及安全性 |
| 6.2.3 土壤—作物系统重金属迁移累积规律 |
| 6.3 重金属元素生物有效性的影响因素 |
| 6.3.1 生态效应吸收模型 |
| 6.3.2 数据异常值处理 |
| 6.3.3 可预测性分析 |
| 6.3.4 农作物吸收模型 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 土壤与农作物重金属的生态环境和健康风险评价 |
| 7.1 土壤重金属生态风险特征与分析 |
| 7.1.1 评价方法 |
| 7.1.2 土壤重金属单项生态风险 |
| 7.1.3 土壤重金属综合生态风险 |
| 7.2 土壤重金属环境风险特征与分析 |
| 7.2.1 评价方法 |
| 7.2.2 土壤环境风险类型划分 |
| 7.2.3 基于重金属生物活性的风险评估 |
| 7.3 土壤与农作物重金属的人体健康风险评价 |
| 7.3.1 基于土壤重金属的健康风险特征与分析 |
| 7.3.2 基于自产作物的健康风险特征与分析 |
| 7.3.3 土壤和作物健康风险综合对比分析 |
| 7.4 讨论 |
| 7.5 小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的论文及参加课题 |
（5）环境内分泌干扰物—硫酸镍诱导大鼠甲状腺和胰腺组织、细胞凋亡的机制探讨（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 缩略语表 |
| 第一章 前言 |
| 1.镍储量及应用现状 |
| 2.镍对生态环境的污染 |
| 2.1 空气、水、土壤的镍污染 |
| 2.2 镍污染对植被及微生物的影响 |
| 2.3 镍对动物的影响 |
| 2.4 镍暴露对人类的影响 |
| 3.镍与代谢 |
| 4.镍暴露损伤的机制 |
| 第二章 不同浓度NiSO_4 诱导人Nthy细胞凋亡及机制 |
| 1.实验材料 |
| 1.1 实验细胞 |
| 1.2 主要实验仪器 |
| 1.3 主要实验试剂 |
| 2.实验方法 |
| 2.1 Nthy-ori3-1 细胞株的复苏、培养、传代 |
| 2.2 构建人Nthy细胞镍损伤模型 |
| 2.3 Hoechst33258 荧光染色观察NiSO_4 诱导的Nthy细胞凋亡 |
| 2.4 流式细胞仪检测细胞凋亡率 |
| 2.5 人Nthy细胞线粒体膜电位检测 |
| 2.6 统计学分析 |
| 3.实验结果 |
| 3.1 CCK-8细胞活力检测结果 |
| 3.2 普通光镜下人Nthy细胞形态改变 |
| 3.3 Hoechst33258 荧光染色法检测Nthy细胞凋亡情况 |
| 3.4 NiSO_4 对人Nthy细胞凋亡的处理作用 |
| 3.5 流式细胞仪检测线粒体膜电位变化 |
| 3.6 激光共聚焦显微镜测定线粒体膜电位 |
| 4.讨论 |
| 5.结论 |
| 第三章 不同浓度NiSO_4 诱导人HPNE细胞凋亡及机制 |
| 1.实验材料 |
| 1.1 实验细胞 |
| 1.2 主要实验仪器 |
| 1.3 主要实验试剂 |
| 2.实验方法 |
| 2.1 人HPNE细胞株的复苏、培养、传代 |
| 2.2 构建人HPNE细胞镍损伤模型 |
| 2.3 Hoechst33258 荧光染色观察NiSO_4 诱导的人HPNE细胞凋亡 |
| 2.4 流式细胞仪检测人HPNE细胞凋亡率 |
| 2.5 人HPNE细胞线粒体膜电位检测 |
| 2.6 统计学分析 |
| 3.实验结果 |
| 3.1 CCK-8细胞活力检测结果 |
| 3.2 普通光镜下人HPNE细胞形态改变 |
| 3.3 Hoechst33258 荧光染色法检测人HPNE细胞凋亡情况 |
| 3.4 NiSO_4 对人HPNE细胞凋亡的处理作用 |
| 3.5 流式细胞仪检测线粒体膜电位变化 |
| 3.6 激光共聚焦显微镜测定线粒体膜电位 |
| 4.讨论 |
| 5.结论 |
| 第四章 NiSO_4对大鼠甲状腺功能、形态及凋亡增殖的影响 |
| 1.实验材料 |
| 1.1 主要试验仪器 |
| 1.2 主要试验试剂 |
| 2.实验方法 |
| 2.1 染毒动物模型建立 |
| 2.2 大鼠甲状腺组织病理切片制备 |
| 2.3 大鼠甲状腺功能测定 |
| 2.4 RT-PCR法测定大鼠甲状腺组织中Caspase-8、Caspase-9、Caspase-3、Bax、Bcl-2、Fas的 m RNA表达水平 |
| 2.5 免疫组化法检测大鼠甲状腺组织中Caspase-3、Bax、Bcl-2、Fas蛋白表达水平 |
| 2.6 统计分析 |
| 3.结果 |
| 3.1 NiSO_4染毒后大鼠一般情况 |
| 3.2 大鼠体重的变化 |
| 3.3 大鼠甲状腺组织形态学改变 |
| 3.4 大鼠甲状腺功能的改变 |
| 3.5 大鼠甲状腺组织Caspase-8、Caspase-9、Caspase-3、Bax、Bcl-2、Fas的mRNA表达水平和含量的变化 |
| 3.6 大鼠甲状腺组织Caspase-3、Bax、Bcl-2和Fas蛋白表达水平 |
| 4.讨论 |
| 5.结论 |
| 第五章 NiSO_4对大鼠胰腺功能、形态及凋亡增殖的影响 |
| 1.实验材料 |
| 1.1 主要试验仪器 |
| 1.2 主要实验试剂 |
| 2.实验方法 |
| 2.1 染毒动物模型建立 |
| 2.2 大鼠胰腺组织病理切片制备 |
| 2.3 大鼠血糖、胰岛素及C肽水平测定 |
| 2.4 RT-PCR法测定大鼠胰腺组织Caspase-8、Caspase-9、Caspase-3、Bax、Bcl-2、Fas的 m RNA表达水平 |
| 2.5 免疫组化法检测大鼠胰腺组织Caspase-3、Bax、Bcl-2、Fas蛋白表达水平 |
| 2.6 统计学分析 |
| 3.结果 |
| 3.1 大鼠胰腺组织形态学改变 |
| 3.2 大鼠随机血糖、血清胰岛素及C肽水平的变化 |
| 3.3 大鼠胰腺组织Caspase-8、Caspase-9、Caspase-3、Bax、Bcl-2、Fas的mRNA表达水平和含量的变化 |
| 3.4 大鼠胰腺组织Caspase-3、Bax、Bcl-2、Fas蛋白表达水平 |
| 4.讨论 |
| 5.结论 |
| 小结与展望 |
| 参考文献 |
| 综述 重金属甲状腺毒性及其作用机制的研究进展 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（6）密旋链霉菌Act12强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤及其机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属的来源及危害 |
| 1.1.2 土壤重金属污染现状 |
| 1.2 重金属污染土壤的植物修复技术 |
| 1.2.1 植物修复的类型 |
| 1.2.2 超富集植物的选择 |
| 1.2.3 植物提取效率的影响因素 |
| 1.2.4 植物修复技术强化措施 |
| 1.3 植物促生根际微生物在植物提取技术中的应用 |
| 1.3.1 微生物对于重金属抗性/耐受性机理 |
| 1.3.2 微生物对植物的促生作用 |
| 1.3.3 微生物对植物抗重金属胁迫的作用 |
| 1.3.4 微生物强化植物修复技术的应用 |
| 1.4 立题依据与研究意义 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 第二章 雪里蕻对于Cd、Zn的耐性及富集特征研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料准备 |
| 2.1.2 不同栽培方式下雪里蕻Cd、Zn耐性及富集特性试验 |
| 2.1.3 Cd、Zn胁迫下雪里蕻种子萌发试验 |
| 2.1.4 植物指标的测定 |
| 2.1.5 土壤指标测定 |
| 2.1.6 植物提取指数计算 |
| 2.1.7 数据统计分析 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 对雪里蕻生长的影响 |
| 2.2.2 对雪里蕻叶片中叶绿素含量的影响 |
| 2.2.3 对雪里蕻叶片中可溶性蛋白含量的影响 |
| 2.2.4 对雪里蕻叶片中丙二醛和植物酶活性的影响 |
| 2.2.5 对雪里蕻中Cd、Zn含量的影响 |
| 2.2.6 对雪里蕻Cd、Zn富集和转运能力的影响 |
| 2.2.7 雪里蕻种子对于Cd、Zn胁迫的耐受性 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 EDTA及小分子有机酸强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料准备 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 植物指标的测定 |
| 3.1.4 土壤指标的测定 |
| 3.1.5 植物提取指数计算 |
| 3.1.6 数据统计分析 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 螯合剂对土壤中Cd和Zn有效性的影响 |
| 3.2.2 螯合剂对雪里蕻生长的影响 |
| 3.2.3 螯合剂对雪里蕻中抗氧化酶活性的影响 |
| 3.2.4 螯合剂对雪里蕻中Cd和Zn积累的影响 |
| 3.2.5 植物提取指数计算 |
| 3.2.6 相关性分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 Act12对土壤理化性质的影响及植物促生机理探讨 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料准备 |
| 4.1.2 土壤培养试验 |
| 4.1.3 盆栽试验 |
| 4.1.4 植物指标测定 |
| 4.1.5 土壤指标测定 |
| 4.1.6 植物提取指数计算 |
| 4.1.7 数据统计分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 对土壤速效磷和有效钾的影响 |
| 4.2.2 对土壤中溶解性有机碳和有机质的影响 |
| 4.2.3 对土壤酶活性的影响 |
| 4.2.4 对土壤中Cd和Zn有效性的影响 |
| 4.2.5 对雪里蕻生长的影响 |
| 4.2.6 对雪里蕻富集Cd和Zn的影响 |
| 4.2.7 植物提取指数计算 |
| 4.2.8 冗余分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 Act12 联合硫对雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验材料准备 |
| 5.1.2 试验设计 |
| 5.1.3 植物指标测定 |
| 5.1.4 土壤指标测定 |
| 5.1.5 植物提取指数计算 |
| 5.1.6 数据统计分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 对雪里蕻生长的影响 |
| 5.2.2 对叶片中叶绿素含量的影响 |
| 5.2.3 对丙二醛和植物酶的影响 |
| 5.2.4 对雪里蕻富集Cd和Zn的影响 |
| 5.2.5 植物提取指数计算 |
| 5.2.6 对根际土壤中有机酸含量的影响 |
| 5.2.7 对根际土壤酶活性的影响 |
| 5.2.8 对根际土壤微生物多样性的影响 |
| 5.2.9 对根际土壤微生物群落组成的影响 |
| 5.2.10 冗余分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 Act12 联合施肥措施对雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤的影响 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 试验材料准备 |
| 6.1.2 试验设计 |
| 6.1.3 植物指标的测定 |
| 6.1.4 土壤指标的测定 |
| 6.1.5 植物提取指数计算 |
| 6.1.6 数据统计分析 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 对雪里蕻生长的影响 |
| 6.2.2 对叶绿素含量的影响 |
| 6.2.3 对雪里蕻叶片丙二醛含量和酶活性的影响 |
| 6.2.4 对可溶性蛋白含量的影响 |
| 6.2.5 对雪里蕻中Cd、Zn含量的影响 |
| 6.2.6 植物提取指数计算 |
| 6.2.7 对根际土壤酶活性的影响 |
| 6.2.8 对根际土壤微生物多样性的影响 |
| 6.2.9 对根际土壤微生物群落组成的影响 |
| 6.2.10 相关性分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 Act12 促进雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤的初步机理研究 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 试验材料准备 |
| 7.1.2 Act12处理下雪里蕻种子萌发和植物生长试验 |
| 7.1.3 Act12 处理下雪里蕻种子Cd、Zn抗性试验 |
| 7.1.4 Act12 影响土壤中Cd、Zn有效性试验 |
| 7.1.5 数据统计分析 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 Act12发酵液对雪里蕻种子萌发和植物生长的影响 |
| 7.2.2 Act12 发酵液对雪里蕻Cd、Zn抗性的影响 |
| 7.2.3 Act12 发酵液对土壤中Cd、Zn有效性的影响 |
| 7.3 本章小结 |
| 第八章 总结与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（7）攀枝花冶炼区钒的时空分布与微生物响应特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 钒的性质及用途 |
| 1.1.2 钒功能及危害 |
| 1.2 钒污染及国内外研究现状 |
| 1.2.1 钒污染 |
| 1.2.2 国内外研究现状 |
| 1.3 钒生物地球化学过程 |
| 1.3.1 钒的环境行为 |
| 1.3.2 钒的生物转化过程 |
| 1.4 重金属的微生物响应 |
| 1.4.1 微生物对重金属的响应特征 |
| 1.4.2 微生物对钒的响应特征 |
| 1.5 研究目的、内容及创新点 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 研究创新点 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 土壤钒污染的空间分布及微生物响应 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 实验试剂与仪器 |
| 2.2.3 测试分析方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 理化指标与钒含量分析 |
| 2.3.2 微生物组成与多样性 |
| 2.3.3 环境因素对微生物群落及VRB的影响 |
| 2.3.4 VRB对微生物群落的影响 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 土壤钒污染的季节分布及微生物响应 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 实验试剂与仪器 |
| 3.2.3 测试分析方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 理化指标及钒含量的季节性变化 |
| 3.3.2 钒污染指数与风险评估 |
| 3.3.3 微生物多样性分析及群落组成 |
| 3.3.4 环境因素对微生物群落的影响 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 其他环境介质中钒的分布与微生物响应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 样品采集 |
| 4.2.2 实验试剂与仪器 |
| 4.2.3 测试分析方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 理化指标及钒含量分布 |
| 4.3.2 不同环境介质中的微生物群落结构 |
| 4.3.3 环境因子对微生物群落结构的影响 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）基于GIS和风险评估模型对矿区农用地土壤重金属污染和学龄儿童健康的研究（论文提纲范文）
| 论文创新点 |
| 英文缩略词表 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 引言 |
| 1 研究背景及国内外研究现况 |
| 1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.2 重金属污染对人体健康的影响 |
| 1.3 采矿区重金属污染的来源与途径 |
| 1.4 重金属污染的健康风险管理现状 |
| 1.5 研究区域概况 |
| 2 研究问题的提出 |
| 3 研究目的和意义 |
| 4 研究内容和方法 |
| 第一部分 研究区域土壤典型重金属污染来源及其污染特征研究 |
| 1 研究区域重金属污染源及其空间分布 |
| 1.1 研究区域内采矿业及污染源分布 |
| 1.2 研究区域内重金属特征污染物分析 |
| 2 基于GIS和历史资料的区域内农用地土壤重金属污染的研究 |
| 2.1 地理信息系统在重金属污染研究中的应用 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.3 研究结果 |
| 3 区域内河水重金属铅镉砷历史监测数据分析 |
| 4 重金属污染对当地居民健康影响的初步鉴定 |
| 4.1 居民健康数据的来源 |
| 4.2 当地居民健康初步调查结果 |
| 5 讨论与结论 |
| 5.1 农用地土壤重金属历史污染分析 |
| 5.2 研究区域重金属污染与居民健康关联分析 |
| 5.3 结论 |
| 第二部分 基于GIS的农用地土壤及其所产蔬菜重金属污染分析 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 主要设备与试剂 |
| 2.2 试剂的配制 |
| 2.3 样品的采集与制备 |
| 2.5 研究区域农用土壤重金属污染程度评价模型与方法 |
| 2.6 蔬菜重金属的富集系数和污染评价 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 研究区域农用土壤重金属污染浓度与相关分析 |
| 3.2 蔬菜重金属污染特征及与对应土壤污染相关性分析 |
| 3.3 土壤重金属污染程度对所产蔬菜重金属超标的影响 |
| 4 讨论与结论 |
| 4.1 土壤重金属污染现状 |
| 4.2 蔬菜重金属污染现状与评价 |
| 4.3 土壤中重金属与蔬菜中重金属的关联性 |
| 4.4 结论 |
| 第三部分 学龄儿童重金属污染物体内负荷水平及其健康效应的研究 |
| 1 环境重金属暴露对儿童健康的危害 |
| 1.1 铅暴露对儿童健康的影响 |
| 1.2 镉暴露对儿童健康的影响 |
| 1.3 砷暴露对儿童健康的影响 |
| 1.4 重金属联合暴露对儿童健康的影响 |
| 2 儿童血液尿液重金属浓度本土化参考值研究--以铅镉为例 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.2 结果 |
| 3 学龄儿童重金属体内负荷水平与健康效应 |
| 3.1 对象与方法 |
| 3.2 结果 |
| 3.3 讨论与结论 |
| 第四部分 学龄儿童经土壤/灰尘、蔬菜铅镉砷暴露的健康风险评价 |
| 1 重金属污染的健康风险评价概况 |
| 1.1 健康风险评价的总体规划 |
| 1.2 危害鉴定或识别 |
| 1.3 剂量-反应评估 |
| 1.4 暴露评估 |
| 1.5 风险表征 |
| 1.6 风险评估中不确定性分析 |
| 2 研究方法 |
| 2.1 暴露情景分析与研究对象的选择 |
| 2.2 健康风险评估对象及暴露参数获得方式 |
| 2.3 风险评价模型及软件与统计分析方法 |
| 3 研究结果 |
| 3.1 学龄儿童健康风险评价过程中相关参数 |
| 3.2 经土壤/灰尘和自产蔬菜摄入铅镉砷暴露评价结果 |
| 3.3 学龄儿童经土壤/灰尘、蔬菜途径铅镉砷暴露的致癌风险 |
| 3.4 学龄儿童经土壤/灰尘、蔬菜铅镉砷污染暴露的非致癌风险 |
| 4 讨论 |
| 结论与局限性 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 综述一 地理信息系统在重金属污染研究中的应用 |
| 综述二 产前低水平重金属暴露对婴幼儿健康的影响 |
| 综述参考文献 |
| 攻博期间发表的科研成果目录 |
| 致谢 |
| 附录 |
（9）南方某工业区环境重金属暴露对儿童神经和肾脏早期影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与现状 |
| 1.1.1 研究地区环境污染现状 |
| 1.1.2 国内环境重金属污染概况 |
| 1.1.3 重金属对儿童神经系统的影响 |
| 1.1.4 重金属对肾脏神经系统的影响 |
| 1.2 目前存在的主要问题 |
| 1.3 本研究的目的和意义 |
| 第2章 材料和方法 |
| 2.1 研究方法 |
| 2.2 研究对象及抽样方法 |
| 2.2.1 研究现场 |
| 2.2.2 研究对象 |
| 2.3 调查方法 |
| 2.4 研究内容 |
| 2.4.1 调查地区儿童健康问卷调查 |
| 2.4.2 调查地区儿童医学体格检查 |
| 2.4.3 调查地区儿童智力测试 |
| 2.4.4 调查地区儿童神经行为测试 |
| 2.4.5 重金属暴露相关指标实验室检测 |
| 2.5 统计分析方法 |
| 2.6 质量控制 |
| 2.6.1 研究设计阶段 |
| 2.6.2 资料收集阶段 |
| 2.6.3 数据录入分析阶段 |
| 2.7 名词解释 |
| 第3章 结果 |
| 3.1 调查地区环境样品检测结果 |
| 3.2 调查地区大米和蔬菜中重金属健康风险评估 |
| 3.3 调查地区儿童基本情况 |
| 3.4 调查地区儿童重金属内暴露含量及健康效应 |
| 3.4.1 调查地区儿童重金属内暴露含量 |
| 3.4.2 血、尿中4种中重金属相关性分析 |
| 3.4.3 调查地区儿童重金属暴露肾脏损伤早期效应指标 |
| 3.4.4 调查地区儿童重金属暴露与肾脏损伤早期效应指标相关性分析 |
| 3.4.5 调查地区儿童肾脏损伤早期效应指标之间相关性分析 |
| 3.4.6 重金属对调查地区儿童肾脏损伤早期效应指标交互作用分析 |
| 3.5 调查地区儿童智力及神经行为 |
| 3.5.1 调查地区儿童智力测试结果 |
| 3.5.2 调查地区儿童神经行为测试结果 |
| 3.5.3 调查地区儿童不同年龄、性别智力和神经行为比较 |
| 3.6 调查地区儿童重金属内暴露与智力相关性分析 |
| 3.6.1 单因素分析 |
| 3.6.2 血中4种重金属内暴露含量与智力多重线性回归分析 |
| 3.6.3 尿中4种中重金属内暴露含量与智力多重线性回归分析 |
| 3.6.4 重金属对儿童智力测试得分影响交互作用分析 |
| 3.7 调查地区儿童肾脏损伤早期效应指标与智力相关性分析 |
| 3.7.1 单因素分析 |
| 3.7.2 多重线性回归分析 |
| 3.8 调查地区儿童重金属内暴露与神经行为相关性分析 |
| 3.8.1 多重线性回归分析 |
| 3.8.2 重金属对儿童神经行为测试测试得分交互作用分析 |
| 3.9 调查地区儿童肾脏损伤早期效应指标与神经行为相关性分析 |
| 3.10 调查地区儿童神经行为与智力相关性分析 |
| 3.10.1 单因素分析 |
| 3.10.2 多重线性回归分析 |
| 第4章 讨论 |
| 4.1 调查地区环境重金属污染情况 |
| 4.2 调查地区儿童重金属内暴露情况 |
| 4.2.1 调查地区儿童重金属内暴露指标选择 |
| 4.2.2 调查地区儿童重金属内暴露 |
| 4.3 调查地区儿童健康效应情况 |
| 4.3.1 调查地区儿童肾脏早期损伤 |
| 4.3.2 调查地区儿童智力 |
| 4.3.3 调查地区儿神经行为测试 |
| 4.4 调查地区重金属暴露与健康效应关联分析情况 |
| 4.4.1 混杂因素的选择 |
| 4.4.2 调查地区儿童重金属暴露与智力 |
| 4.4.3 调查地区儿童重金属暴露与神经行为 |
| 第5章 结论和展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新之处 |
| 5.3 存在的不足和展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 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 |
（10）广西某地学龄儿童血铅水平及铅暴露对某矿区学龄儿童健康的影响（论文提纲范文）
| 个人简历 |
| 英文缩略词表 |
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 第一章 血铅暴露对学龄儿童血锌、铜、铁、钙、镁水平的影响 |
| 前言 |
| 材料与方法 |
| 1 研究对象与材料 |
| 2 检测方法 |
| 3 资料统计分析方法 |
| 结果 |
| 1 对象的一般情况 |
| 2 石墨炉原子吸收准确度与精密度 |
| 3 学龄儿童血铅水平及铅中毒流行情况 |
| 4 血铅暴露对学龄儿童血锌、铜、铁、钙、镁含量的影响 |
| 讨论 |
| 1 学龄儿童的血铅水平和铅中毒率分析 |
| 2 学龄儿童血Zn、血Cu、血Fe、血Ca、血Mg的含量分析 |
| 3 血铅暴露对学龄儿童血Zn、Cu、Fe、Ca、Mg含量的影响 |
| 本章小结 |
| 参考文献 |
| 第二章 铅暴露对广西某铅锌矿区学龄儿童健康的影响 |
| 前言 |
| 参考文献 |
| 一、广西某铅锌矿区学龄儿童铅中毒流行状况调查 |
| 对象与方法 |
| 1 研究对象与材料 |
| 2 检测方法 |
| 3 资料统计分析方法 |
| 结果 |
| 1 观察对象的一般情况 |
| 2 石墨炉原子吸收准确度与精密度 |
| 3 铅锌矿区所在地农户自产大米铅含量检测结果 |
| 4 学龄儿童血铅水平及铅中毒流行状况 |
| 讨论 |
| 本章小结 |
| 参考文献 |
| 二、铅暴露对学龄儿童甲状腺激素、神经递质水平和智力的影响 |
| 对象与方法 |
| 1 研究对象与材料 |
| 2 实验(调查)方法与步骤 |
| 3 统计分析方法 |
| 结果 |
| 1 调查对象的一般情况 |
| 2 铅暴露对7～12岁学龄儿童血清FT3、FT4、TSH水平的影响 |
| 3 铅暴露对7～12岁学龄儿童Glu、Gln、GABA水平的影响 |
| 4 铅暴露对学龄儿童智力的影响 |
| 讨论 |
| 1 铅锌矿区7～12岁学龄儿童血清FT3、FT4、TSH水平状况 |
| 2 铅锌矿区7～12岁学龄儿童氨基酸类神经递质Glu、Gln、GABA水平 |
| 3 铅锌矿区7～12岁学龄儿童智力水平 |
| 本章小结 |
| 参考文献 |
| 三、铅暴露对学龄儿童生长发育水平的影响 |
| 对象与方法 |
| 1 调查对象 |
| 2 方法 |
| 3 质量控制 |
| 4 统计分析方法 |
| 结果 |
| 1 调查对象的一般情况 |
| 2 学龄儿童的形态指标生长发育水平 |
| 3 学龄儿童的营养状况 |
| 4 铅中毒对学龄儿童生长发育水平、营养状况的影响 |
| 5 学龄儿童的生长发育水平与血铅值的相关分析 |
| 讨论 |
| 1 铅锌矿区汉族学龄儿童的形态发育水平劣于对照组 |
| 2 铅暴露致学龄儿童形态指标总体发育等级差 |
| 3 铅锌矿区学龄儿童的营养状况较差 |
| 4 铅中毒影响学龄儿童生长发育等级 |
| 本章小结 |
| 参考文献 |
| 四、广西某铅锌矿区7～12岁学龄儿童铅中毒的影响因素分析 |
| 对象与方法 |
| 1 研究对象 |
| 2 研究工具 |
| 3 现场调查方法 |
| 4 质量控制 |
| 5 资料统计分析方法 |
| 结果 |
| 1 调查对象的一般情况 |
| 2 《儿童家庭环境与生活行为方式调查问卷》的信度和效度 |
| 3 学龄儿童铅中毒的影响因素分析 |
| 讨论 |
| 1 调查问卷的信度与效度符合要求 |
| 2 铅中毒的影响因素分析 |
| 本章小结 |
| 参考文献 |
| 研究总结 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
四、冶炼厂污染对儿童生长发育和免疫功能影响的研究（论文参考文献）
- [1]环境重金属污染对乌蒙半细毛羊免疫功能和抗氧化能力的影响[D]. 宋春洁. 西南科技大学, 2021(08)
- [2]田块尺度土壤镉砷分布特征及其对微生物群落的影响[D]. 谢文达. 河北农业大学, 2020(05)
- [3]某矿区儿童环境铅暴露健康风险评价及影响因素研究[D]. 杨轶男. 兰州大学, 2021(09)
- [4]渝西北土壤重金属污染特征、源解析与生态健康风险评价[D]. 贾中民. 西南大学, 2020
- [5]环境内分泌干扰物—硫酸镍诱导大鼠甲状腺和胰腺组织、细胞凋亡的机制探讨[D]. 刘亚红. 兰州大学, 2020(04)
- [6]密旋链霉菌Act12强化雪里蕻修复Cd、Zn污染土壤及其机理研究[D]. 郭堤. 西北农林科技大学, 2020(03)
- [7]攀枝花冶炼区钒的时空分布与微生物响应特征研究[D]. 王松. 中国地质大学(北京), 2019(02)
- [8]基于GIS和风险评估模型对矿区农用地土壤重金属污染和学龄儿童健康的研究[D]. 贺莉萍. 武汉大学, 2018(06)
- [9]南方某工业区环境重金属暴露对儿童神经和肾脏早期影响[D]. 潘尚霞. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2017(09)
- [10]广西某地学龄儿童血铅水平及铅暴露对某矿区学龄儿童健康的影响[D]. 蔡秋玲. 广西医科大学, 2016(11)