一、城市儿童铅污染的现状、原因及防治措施（论文文献综述）
李广博[1]（2021）在《沈阳市某医院1-6岁儿童铅暴露水平的影响因素及对心理行为影响的调查分析》文中研究表明目的:了解沈阳市儿童血铅暴露的现况、影响因素及其对儿童心理行为的影响,为进一步有针对性采取预防措施,降低儿童血铅水平、降低儿童心理行为问题的发生、促进儿童身心健康提供参考依据。研究方法:采取方便抽样的方法,选取沈阳市某三甲医院1-6岁的住院儿童（主要是呼吸道感染）,在家长知情同意前提下,抽取空腹静脉血2ml,采用钨舟原子吸收光谱分析仪进行血铅水平检测,对1-6岁儿童心理行为问题的评价采用《学前儿童心理健康测评量表》进行检测;统计学方法采用SPSS22.0进行分析。结果:1、本研究共调查1-6岁儿童273人,平均BLL（Blood lead level,血铅水平）为26.68μg/L。男童的平均BLL为27.52μg/L,女童的平均BLL为25.97μg/L,BLL超过50μg/L的儿童共有14人（5.13%）,没有BLL超过100μg/L的儿童。2、儿童BLL的单因素分析结果显示:与儿童BLL相关的因素有年龄、进餐前是否洗手、母亲职业、食用膨化食品的频率（P值均<0.05）。多因素Logistic回归分析结果显示:经常食用膨化食品是儿童BLL升高的独立危险因素（OR=11.457,95%CI=3.753-34.980）。3、儿童心理行为问题单因素分析结果显示:BLL、年龄、性别与儿童行为障碍有关联（P<0.05）;母亲文化程度、母亲是否吸烟、抚养人文化程度和居住环境装修与儿童性格缺陷维度有关联（P<0.05）;蔬菜摄入频率<1次/天与儿童情绪障碍、性格缺陷、社会适应不良、行为障碍、交往缺陷、其他障碍维度有关联（P<0.05）;多重线性回归分析结果显示:（1）儿童情绪障碍主要受食用膨化食品频率（β=-0.513）和食用蔬菜频率（β=-1.436）的影响,食用膨化食品频率越高,食用蔬菜频率越低,儿童情绪障碍得分越高;儿童性格缺陷主要受居住环境装修（β=1.668）、食用蔬菜频率（β=-1.018）和食用膨化食品频率（β=-0.768）的影响,居住环境装修、食用膨化食品频率越高及食用蔬菜频率越低,儿童性格缺陷得分越高;儿童社会适应不良主要受食用蔬菜频率（β=-0.009）和食用膨化食品频率（β=-0.874）的影响,食用膨化食品频率越高及食用蔬菜频率越低,儿童社会适应不良得分越高;儿童行为障碍主要受年龄（β=1.146）、性别（β=-0.847）、母亲文化程度（β=-1.169）、血铅水平（β=-0.027）、食用蔬菜频率（β=-1.392）和食用膨化食品频率（β=-0.921）的影响,年龄越大,性别为女、母亲文化程度越低、血铅水平越低、食用膨化食品频率越高及食用蔬菜频率越低,儿童情绪障碍得分越高;儿童交往缺陷主要受家庭生活水平（β=-0.680）、抚养人文化程度（β=-0.632）、食用蔬菜频率（β=-0.576）和食用膨化食品频率（β=-0.727）的影响,家庭生活水平越低、抚养人文化程度越低、食用膨化食品频率越高及食用蔬菜频率越低,儿童交往缺陷得分越高;儿童不良习惯主要受食用牛奶及奶制品频率（β=-0.689）、食用水果频率（β=-0.773）、食用膨化食品频率（β=-0.709）和食用碳酸饮料频率（β=-0.328）的影响,食用牛奶及奶制品频率越低、食用水果频率越低、食用膨化食品频率越高及食用碳酸饮料频率越高,儿童不良习惯得分越高;儿童其他障碍主要受家庭生活水平（β=-0.850）、食用蔬菜频率（β=-0.719）和食用膨化食品频率（β=-0.508）的影响,家庭生活水平越低、食用膨化食品频率越高及食用蔬菜频率越低,儿童其他障碍得分越高。结论:1、沈阳市1-6岁儿童平均血铅水平为26.68μg/L,血铅水平超过50μg/L的儿童为5.13%,血铅水平明显下降。经常吃膨化食品是儿童血铅水平高的主要危险因素;本调查中儿童血铅水平对儿童心理行为问题没有明显影响。2、食用膨化食品、牛奶及奶制品、水果和蔬菜的频率与儿童情绪障碍、性格缺陷、社会适应不良、交往缺陷、不良习惯、行为障碍和其他障碍的发生有关联;居住环境装修是儿童性格缺陷的主要危险因素;抚养人文化程度高是儿童社会适应不良的保护因素;女童、年龄越低、母亲文化程度高是儿童行为障碍的保护因素;家庭生活水平高是儿童交往缺陷和其他障碍的保护因素。
杨轶男[2]（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》文中进行了进一步梳理目的: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[3]（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》文中指出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。
张加勇[4]（2020）在《鸡饲料铅污染调查与硒颉颃铅致鸡脾脏毒性效应的评价》文中指出随着饲料业迅速发展,中国已成为世界上最大饲料生产国。饲料质量与畜牧业息息相关,其中包括畜禽健康和畜产品的安全性。铅是主要的环境污染物之一,含铅的“工业三废”排放均会污染环境和饲料原料,经由动物采食后进入生物链,进而蓄积体内,造成多个组织器官损伤。硒是机体必需的微量元素,具有抗衰老、增强机体免疫力、抗氧化和抗肿瘤等功效,对重金属具有排毒解毒的作用,被誉为“重金属的天然解毒剂”。为评估饲料铅的污染状况,本试验采用原子吸收光谱法对2014年-2016年黑龙江省部分地区的饲料进行抽检。此外,为探究饲料铅暴露对鸡脾脏细胞的毒性作用及硒对铅诱导脾脏毒性的保护作用,我们建立硒颉颃铅诱导鸡脾脏损伤模型,观察鸡脾脏组织的显微结构变化并检测铅和硒的含量、氧化应激水平、程序性坏死相关通路的m RNA和蛋白水平以及热休克蛋白的m RNA和蛋白水平,并开展了体外试验对上述结果进行验证,旨在从为硒颉颃铅诱导的鸡脾脏细胞毒性作用机制的研究提供理论依据。结果表明:（1）2014年-2016年各地的饲料抽检样品中,肉鸡饲料214份,铅含量超标率为18.22%;蛋鸡饲料226份,铅含量超标率为0.00%。（2）与正常组相比,硒组脾脏组织和细胞中检测的所有指标均差异不显着（p>0.05）,铅组脾脏中铅硒含量和氧化应激水平的检测结果均差异极显着（p<0.05）;硒铅组病理学、组织中铅硒含量、氧化应激水平、NF-κB通路和MAPK通路的检测结果介于对照组和铅组之间,统计学上均表现为显着差异,说明铅对鸡脾脏细胞具有毒性作用,并且硒可以缓解铅的毒性。（3）AO/EB双重荧光染色和流式细胞术结果显示,铅可以诱导鸡脾淋巴细胞发生程序性坏死,添加硒可以在一定程度上缓解淋巴细胞的坏死率。（4）通过对程序性坏死相关通路的基因（MLKL、RIP 1、RIP 3、FADD和Caspase-8）m RNA和蛋白水平的检测,结果发现,硒铅组和铅组MLKL、RIP 1、RIP 3和FADD的m RNA和蛋白水平均显着增加（p<0.05）,并且铅组的m RNA和蛋白水平增加的最多;硒铅组和铅组Caspase-8的m RNA和蛋白水平均显着降低（p<0.05）,并且在铅组的m RNA和蛋白水平达到了最低;进一步证实了饲料中添加硒可以显着改善铅诱导的鸡脾细胞程序性坏死。（5）通过对热休克蛋白相关基因（HSP 27、HSP 40、HSP 60、HSP 70和HSP 90）m RNA和蛋白水平的检测,发现铅可以诱导热休克蛋白相关基因在m RNA和蛋白水平的增加,添加硒可以缓解热休克蛋白相关基因在m RNA和蛋白水平的增加,提示铅可以通过激活热休克蛋白家族诱导脾脏组织和细胞发生应激。而硒的添加在一定程度上通过抑制热休克蛋白家族的激活缓解了铅诱导的鸡脾脏组织和细胞的应激。综上所述,肉鸡饲料存在铅含量超标现象,饲料中铅的过量对鸡脾脏具有毒性作用,表现为过量铅可以引起鸡脾脏病理学结构的改变,诱导脾脏细胞发生氧化应激,进而激活NF-κB信号通路和MAPK信号通路,导致脾脏细胞发生炎症反应和程序性坏死,并诱导热休克蛋白家族基因的表达,硒的添加可以在一定程度上缓解组织病理学改变、氧化应激、炎症反应和程序性坏死的发生,说明硒可以作为动物生产中铅的有效解毒剂。
翟甜甜[5]（2019）在《二元规制模式下的环境侵害民事责任研究 ——以美国环境侵害民事责任为中心》文中提出近代工业革命以来,世界经济高速发展的同时带来了危害巨大的环境问题,影响着人类的生存环境,制约了可持续发展。我国经过四十多年的经济腾飞,成就了“中国奇迹”的同时,环境问题的危害也进入集中爆发期。从理论上讲,环境侵害行为可能导致两类损害:一是环境私益损害,即对私主体的人身、财产权益的损害;二是环境公益损害,即对生态环境本身造成的损害。从民事责任角度,两类损害分别对应着环境侵权责任和生态环境损害民事责任。环境法律制度相对先进的美国及受其影响的欧盟等国家和地区对两种责任均采取了由侵权法和环境专门法二元规制的模式,并在此基础上建立起相对完善的环境侵害民事责任规则。目前,我国的环境侵权责任制度相对完善,但生态环境损害民事责任制度仍然存在规制模式不明及具体规则不足等问题,限制了其救济环境公益损害的效用。故而,无论是理论界还是实务界都在积极探索如何处理两类环境侵害民事责任的关系以选择恰当的规制模式,以及如何进一步改进具体的责任规则以为环境公、私益损害提供有效的救济。本研究正是基于该理论和实践难题,在考察美国、欧盟等国家和地区对环境侵害民事责任法律规制趋势的基础上,以美国先进的环境侵害民事责任制度为研究中心,阐述美国针对私益损害的环境侵权责任制度以及《综合环境反应、赔偿与责任法》（CERCLA）针对生态环境本身损害而规定的生态环境损害民事责任制度,以为我国环境侵害民事责任的规制模式和具体规则的完善提供借鉴。全文除导论外,共分为六个章节:第一章主要阐释环境侵害民事责任的双重性及法律规制的二元化趋势。首先,在对“环境侵权”、“生态环境损害”和“环境侵害”等相关概念进行辨析的基础上得出环境侵害民事责任双重性的结论。环境侵害民事责任可分为传统的环境侵权责任和生态环境损害民事责任,两者在责任构成、救济主体、请求权主体、具体责任内容以及制度功能等方面存在差异,同时又存在相互联系或类似之处。其次,探究环境侵害民事责任法律规制的二元化趋势。美国对环境问题的法律应对经历了从侵权法到环境成文法的发展历程,目前对于环境侵害民事责任也呈现出侵权法与CERCLA等环境专门法二元规制的状态。CERCLA对欧盟《关于预防和补救环境损害的环境责任指令》产生了重要影响。该《指令》在欧盟境内建立起了共同的生态环境损害责任制度框架,并通过国内法的转化使各成员国在侵权法之外建立起了生态环境损害民事责任制度。此外,有关环境损害的国际条约也出现了将规制对象从私益损害扩大至生态环境损害或专门规定生态环境损害民事责任的趋势。前者如《国际油污损害民事责任公约》,后者如《关于环境保护的南极洲条约马德里议定书》和《关于赔偿责任与补救的名古屋——吉隆坡补充议定书》。这些法律发展无不印证了环境侵害民事责任的双重性及其法律规制的二元化趋势。第二章至第五章集中研究美国环境侵害民事责任制度,包括环境侵权责任制度以及生态环境损害民事责任制度。第二章研究的便是针对私益损害的环境侵权责任制度,包括环境侵权诉因理论、责任的抗辩事由以及责任方式和责任范围。不同于大陆法系国家,英美法系国家没有抽象独立的侵权责任制度,其侵权法是各种诉因的集合。常用于环境侵权案件中的诉因包括妨害、侵入、过失和异常危险活动严格责任。环境侵权案件的被告经常主张的普通法抗辩事由大致可以分为三类:一是被告的行为,二是原告的行为,三是介入原因与取代原因。此外,当原告主张禁止令等衡平法上的责任方式时,被告还可以提出衡平法上的抗辩事由。环境侵权的责任承担方式包括禁止令和损害赔偿。禁止令往往需要法院运用“均衡衡平”原则作出决定,与之相比,损害赔偿的责任承担方式更加普遍。包括补偿性损害赔偿、惩罚性损害赔偿和象征性损害赔偿。基于环境侵权致害的特殊性,出现了污名损害、亚细胞损害、未来损害风险以及医疗监测费用等新型补偿性损害赔偿类型。惩罚性损害赔偿具有制裁和威慑环境侵害行为的功能,为保证公平正义,惩罚性损害赔偿的适用及其数额的确定往往受到联邦宪法第十四修正案正当程序条款的程序性和实体性限制。第三章、第四章和第五章围绕CERCLA规定的生态环境损害民事责任制度展开研究。其中,第三章在介绍CERCLA立法背景和适用范围的基础上探讨了生态环境损害民事责任的基本理论,包括责任主体、归责原则、责任主体间的连带责任以及抗辩事由。CERCLA以身份定责,四类潜在责任人包括受污染财产当前的所有者或经营者、处置危险物质期间的所有者或经营者、安排危险物质处置或处理的人、选择处置或处理场所的运输人。归责原则是严格责任,责任的构成无需考虑主观过错。并且,责任人之间以承担连带责任为一般原则,除非被告能够证明责任的可分性。责任的法定抗辩事由包括不可抗力、战争行为和第三方责任。此外,被告还可以无辜土地所有者、预期的善意购买者、相邻土地所有者进行抗辩,或者主张微量责任免除。第四章和第五章研究CERCLA规定的生态环境损害民事责任的具体内容。针对生态环境损害,CERCLA主要确立了两方面的民事责任机制,一是清除污染的反应行动及反应费用的承担机制,二是自然资源损害赔偿机制。第四章旨在探讨反应行动及反应费用的承担机制。反应行动可分为短期的污染清除行动以及长期的环境补救行动。联邦政府可以超级基金作为资金来源,通过联邦环保署或与联邦签订合作协议的州或印第安部落自行采取反应行动,也可以命令潜在责任人采取反应行动。政府采取的反应行动必须遵守《国家应急计划》的程序性要求和标准,而且环境补救行动必须是针对《国家首要工作清单》中的污染场地。联邦环保署还可以通过获得法院的禁止令或发布行政命令的方式强制责任人对污染场地进行清理。政府和其它任何人在采取符合《国家应急计划》要求的反应行动后可以提起收回反应费用诉讼。在诉讼期间或之后,作为被告的潜在责任人可以向其它潜在责任人提起追偿之诉,法院依据其认为恰当的衡平因素在责任人之间分配反应费用。第五章研究CERCLA规定的自然资源损害赔偿责任,包括责任构成、赔偿权利人、赔偿标准和范围以及责任抗辩事由。当处于其管理和控制之下的自然资源遭受损害时,联邦政府、州政府或印第安部落基于公共信托理论有权以自然资源信托受托人的身份向造成损害的潜在责任人提起自然资源损害赔偿诉讼。自然资源损害赔偿的基本标准经历了由普通法中的“就低规则”到以修复或替换受损的自然资源所需费用为最低标准的发展。目前,自然资源损害赔偿范围包括基础性修复费用、补偿性修复费用以及合理的损害评估费用。其中,基础性修复费用是指修复或替换受损的自然资源以使其恢复至基线状态所需的费用;补偿性修复费用是指从自然资源受损到修复完成期间自然资源服务功能的损失。司法实践还进一步细化了可获得赔偿的自然资源服务功能损失,兼具使用性和非使用性价值损失。除第二章规定的普遍适用于生态环境损害民事责任的抗辩事由之外,在自然资源损害赔偿诉讼中,还存在联邦排放许可和禁止双重赔偿规则等免除或限制赔偿责任的情形。第六章本着比较法研究的应有之义,在考察我国环境侵害民事责任立法现状的基础上,结合美国环境侵害民事责任制度的经验,探讨如何完善我国环境侵害民事责任的规制模式和具体规则。目前,总体而言,我国的环境侵权责任制度已日臻成熟,但生态环境损害民事责任制度却处于立法缺失的尴尬境地,在责任构成、责任承担以及追责机制等方面存在一系列待完善之处。为解决目前生态环境损害民事责任制度建设不足的问题,民法典侵权责任编（草案）一审稿和二审稿在《民法总则》“绿色原则”的指引下进行了绿色化尝试,试图将生态环境损害纳人侵权责任体系,学界也提出了将生态环境损害纳入侵权责任体系的构造路径,但均存在突破民法绿色化必要限度之嫌,难以实现其初衷。民法的私主体权利本位与环境法的社会利益本位将我国环境侵害民事责任引向二元规制的模式。基于这一思路,我国民法典侵权责任编应当坚持侵害私益责任法的属性,在完善有关原因行为、因果关系的举证责任及数人侵权责任承担等规则之外,借鉴美国环境侵权的有益规则,适当扩大补偿性损害赔偿的范围并合理设定惩罚性损害赔偿。就生态环境损害民事责任而言,目前最佳的立法模式是制定集实体性和程序性规则于一体的《生态环境损害责任法》。在未来立法中可以借鉴CERCLA有关规定,完善生态环境损害民事责任具体规则。此外,建立专门的生态环境损害赔偿基金也是CERCLA为我们提供的另一有益经验。
杜娜娜[6]（2019）在《杞枣口服液联合健康教育防治儿童高铅血症的效果分析》文中认为目的本课题通过收集6月14岁的高铅血症患儿的临床资料,探讨通过健康教育与杞枣口服液的方式降低儿童体内的血铅水平,早期进行排铅治疗,降低儿童铅中毒的发生率,提高儿童生活质量。方法收集2017年11月至2018年11月唐山市妇幼保健院儿童保健科体检儿童,年龄选在6月14岁,不区分男女,选择血铅水平在5099ug/L范围内,未进行过药物驱铅治疗的儿童126例,告知患儿家属关于早期排铅治疗的重要性及可能存在的风险并签署知情同意书。本研究将高铅血症的患儿通过家长的意愿分为干预组（63例）和对照组（63例）。对照组只进行健康教育指导;干预组给予健康教育,同时给予杞枣口服液（浙江泰利森药业有限公司）,4周为一个疗程,共1个疗程。各组分别于干预前、干预结束后46周复查血铅、微量元素、血红蛋白浓度及观察患儿神经系统症状,包括儿童表现为多动、注意力不集中、易激惹症状等。结果126例患儿中,干预组有2例退出,对照组有3例退出,最后干预组有61例,对照组有60例。两组患儿在性别、年龄分布上无统计学差异（P>0.05）;干预结束后46周时复测两组患儿的血铅水平,干预组血铅水平由（70.12±9.46）ug/L降至（42.29±12.53）ug/L,平均下降了（27.83±3.07）ug/L;对照组中,血铅水平由（65.82±11.28）ug/L降至（52.64±9.12）ug/L,平均下降了（13.18±2.16）ug/L,干预组降铅效果优于对照组（P<0.05）,差异具有统计学意义。干预组总有效例数为48例,总有效率为78.68%;对照组总有效例数为35例,总有效率为58.33%。干预组的总有效率高于对照组（P<0.05）,使用杞枣口服液联合健康教育治疗儿童高铅血症是一种可行性的方法。干预前和干预后两组儿童体内的微量元素（Cu、Zn、Ca、Mg、Fe）及血红蛋白浓度相比,未发生明显改变（P>0.05）,差异无统计学意义。本次试验中通过对儿童有关铅摄入水平的调查显示,在血铅水平下降时,神经系统症状（多动、注意力不集中、易激惹）较前无明显变化,P>0.05,差异无统计学意义。另外,影响儿童血铅水平增高的危险因素包括:儿童经常吸吮手指、啃咬指甲、咬铅笔头等手-口行为、经常食用膨化食品、松花蛋、爆米花等含铅的食品、父母的职业和在儿童面前抽烟等不良行为。结论服用杞枣口服液联合健康教育或者单独进行健康教育均能降低儿童的血铅水平,但是二者联合使用效果更佳。图 2 幅;表 12 个;参 138 篇。
刘林丽[7]（2018）在《南京市学龄儿童血铅水平与健康结局的相关性研究》文中研究表明铅是地壳中无处不在的蓝灰色重金属。铅的所有形态,包括有机和无机,都有潜在的毒性。铅可以通过呼吸吸入、饮食摄入、皮肤接触等多种暴露途径被人体吸收,且一旦进入人体不易被排除。由于儿童对铅的吸收率高且排泄率低,所以儿童更容易受到铅毒性的影响。铅暴露对儿童的语言、行为、运动及认知发育会造成不可逆的损害,即使是低水平的铅暴露,对儿童也具有较强的神经发育毒性。儿童铅中毒已经成为世界上公认的健康问题之一。现有的儿童血铅筛查仅针对6岁以下儿童,而学龄儿童血铅水平又存在比学龄前儿童血铅水平高的状态,尤其6～8岁儿童。这个年龄段是整个学龄阶段的铅暴露重要时期。所以关注学龄儿童血铅水平就显得尤为重要。儿童铅中毒的防治不仅可以提高我国未来的人口素质,而且有利于减少由铅中毒而造成的弱智人口。本研究以江苏省南京市为研究区域,通过江苏省疾病预防控制中心组织开展的《环境与儿童成长行动计划》获得2010年9月～2012年9月742名学龄儿童的健康档案、问卷信息、成绩等。通过分析742名学龄儿童的血铅水平,掌握南京市学龄儿童血铅水平的分布情况,并进一步探讨影响学龄儿童血铅水平的主要影响因素,研究学龄儿童的血铅水平与其生长发育水平、红细胞参数和期末成绩的相关性。本研究主要结论如下:（1）本研究中南京市742名7～11岁学龄儿童的血铅水平均值为26.84 μg/L,（P25～P75为17.80 μg/L～31.17μg/L）,血铅水平高于50 μg/L的检出率为7.14%,虽然儿童血铅水平及中毒率较全国其他部分地区低,但是与发达很多国家相比仍然还有一段差距,所以预防儿童铅中毒的任务依然任重而道远。血铅水平分析中发现,男童血铅水平平均值高于女童（分别为28.91μg/L和24.40 μg/L）,且具有显着的差异性（p<0.001）;不同年龄层儿童的血铅水平平均值分别为38.82μg/L、32.12 μg/L、25.22 μg/L、21.93 μg/L 和 24.17 μg/L,学龄儿童的血铅水平会随着年龄的增加而下降。学龄儿童的血铅水平存在性别差异和年龄差异。（2）在本研究筛选的十个影响学龄儿童血铅水平变化的变量（父亲文化水平、母亲文化水平、父亲职业、母亲职业、孩子是否与父母亲生活、是否装修、家中是否有人吸烟、家附近是否有工厂、上学交通方式、是否挑食）中,通过运用单因素方差分析和多元线性回归分析发现父母亲的文化水平、家里有人吸烟、上学交通方式和挑食均对儿童血铅浓度有显着的影响。建议学龄儿童家长及有关部门要加强铅防范意识,避免让儿童成为被动吸烟者,养成良好的饮食习惯,补充营养,以便从降低铅暴露到降低铅的肠胃吸收等多个途径降低儿童血铅水平,从而实现理想的“零铅水平”。（3）本研究中南京市7～11岁学龄儿童的生长发育水平总体上处于正常水平,不存在营养不良、发育不良或肥胖等问题,但是不论男童还是女童,血铅水平超标（>50 μg/L）的儿童身高、体重、胸围和腰围均显着低于血铅水平不超标（<50μg/L）的儿童,血铅浓度与儿童的身高、体重、胸围、腰围等生长发育指标有显着的负相关性,高血铅水平组儿童身高、体重、胸围、腰围低于正常生长发育的风险较低血铅水平组儿童增加,其中胸围和腰围表现显着。（4）从血铅水平对儿童红细胞参数的影响分析中发现,血铅水平高于50μg/L的儿童红细胞计数（RBC）高于血铅水平低于50μg/L的儿童,但是无显着的统计学差异。血铅水平超标的儿童血红蛋白（Hb）、平均红细胞血红蛋白含量（MCH）和平均红细胞血红蛋白浓度（MCHC）低于血铅水平不超标的儿童,且Hb有显着的统计学差异。通过血铅水平和红细胞参数的相关性分析发现,Hb、MCH与血铅水平呈现显着的负相关性,高血铅水平组Hb低于正常值的风险也会显着增加。（5）从儿童血铅水平对成绩的影响分析中发现,学龄儿童的学习成绩随着血铅水平的升高呈现下降趋势,血铅水平对儿童语文成绩的影响较外语和数学成绩的影响大,高血铅组儿童语文成绩低于平均值的风险也会显着增加,说明铅对儿童的语言能力的影响尤为突出。铅对儿童的学习及智力水平的影响不可忽视,家长应积极采取有效措施预防降低儿童铅暴露水平。
吕玉桦[8]（2014）在《我国儿童血铅水平现状及对策研究》文中提出目的分析我国群体性铅中毒事件发生的流行趋势、特征以及我国06岁儿童整体血铅水平，总结美国、加拿大等发达国家铅中毒防控策略的现状，分析我国铅中毒防制策略中存在的不足，为降低我国儿童血铅水平和铅中毒发生几率，改善儿童健康状况提供参考依据。内容和方法（1）本文选用“铅污染”、“铅中毒”、“铅超标”、“事件”等为检索词，分别在知网、万方数据库及新华网、人民网等影响力较大的网站、刊物进行检索，搜集20042012年间我国发生的群体性铅中毒事件并进行描述性统计分析，了解铅中毒事件流行态势及特征。（2）以“儿童血铅”、“铅中毒”、“血铅水平”等为检索词，通过计算机检索中国知网、维普、万方等数据库收集我国自2008年以来公开发表的有关06岁儿童血铅水平的相关文献，了解我国最近5年06岁儿童血铅水平及铅中毒率的整体情况，为进一步开展儿童血铅防控研究提供基础数据。（3）通过对比分析我国与美国、加拿大等发达国家儿童铅中毒防控策略的差异，了解我国的铅中毒防控策略的现状和不足，为完善我国儿童铅中毒防控策略提供依据。结果（1）研究表明我国自2004年以来发生了50起群体性铅中毒事件，其中2009年以后共发生32起，占64.0%；事件主要发生在东、中部经济较发达的地区，所占比例分别为46.0%和32.0%；事件发生中铅冶炼厂和铅蓄电池企业约占72.0%，是事件发生的主要污染源；职业性铅中毒有5起，占10.0%，30起铅中毒人群均为儿童，占60.0%；（2）通过对27个省（市）涉及28万人所作的系统分析发现，近5年来我国06岁儿童的血铅水平为63.15μg/L，铅中毒率为12.31%；总体上血铅水平随年龄增加而增高；在27个省（市）中除了陕西、浙江、吉林、重庆4个省儿童血铅均值较以前有所升高，其他省份均下降，此外陕西和浙江的铅中毒率较之前有所升高；男童血铅水平和铅中毒率均高于女童；（3）我国铅中毒防控策略与发达国家相比儿童铅中毒诊断标准相对滞后，环境中铅的相关标准存在一定的差距；铅蓄电池行业法律体系较健全但缺乏有效的监管体制；儿童家长铅中毒预防相关知识获得途径较少等问题。结论1.我国群体性铅中毒事件呈多发状态，主要影响职业人员和儿童，事件发生呈明显的地区分布特征，铅冶炼厂和铅蓄电池厂是事件发生的主要原因；2.近5年来我国学龄前儿童血铅水平和铅中毒率均持续下降，但与发达国家相比仍存在较大的差距；3.与发达国家相比我国铅中毒防控策略缺乏系统性研究，需进一步完善环境法规，加强健康教育策略研究，多部门共同合作以逐步降低儿童血铅水平。
聂静,段小丽,王红梅,赵秀阁[9]（2013）在《儿童铅暴露健康风险防范对策国内外概况》文中研究说明全世界仅有约1/4的铅被回收再利用,其余大部分以废气、废水、废渣等各种形式排放于环境中,造成环境铅污染。最终,危害人体健康。儿童是铅污染的易感人群,儿童铅中毒问题成为全社会普遍关注的主要问题。本文通过对美国、欧盟等国儿童铅暴露健康风险防范对策的总结,以及我国当前铅污染防治存在的问题,提出我国铅防治的对策建议,以期减少儿童铅暴露。
李冠杰[10]（2012）在《重金属污染条件下基层环境监管体制研究》文中研究指明重金属污染不仅造成了大量人员伤亡和巨额财产损失，同时也扰乱了社会正常发展秩序，极大地冲击了公众心理，甚至引发群体性事件，影响国家政治与社会安定。因此，遏制重金属污染的高发态势、解决损害群众健康的突出问题、切实维护广大民众的环境权益已经迫在眉睫。2000——2010年发生在全国范围内的45起造成人体健康损害的重金属污染事件的污染地点、污染发生源和污染源类型表明：（1）重金属污染不仅与县域工业的生产活动紧密相关，而且重金属污染的频发与发展壮大中县域工业的数量变化、类型特点、生产特点和分布特点相对应；（2）重金属污染存在较为复杂的生态过程，该过程使重金属污染具有突发性、累积性、隐蔽性、关联性、重现性、可控性等一系列基本特征；（3）重金属污染的产生要经过重金属污染物的存在、重金属污染的形成以及危害结果的发生等三个阶段，所有阶段都与环境监管密不可分。可见，重金属污染具有自身特殊性，它是县域工业从事生产活动所排入周边环境中的重金属污染物，因其数量或强度超出环境自净能力而导致环境质量下降，并给人体健康或其他具有价值的物质带来不良影响的现象。《中华人民共和国环境保护法》第七条规定，县级以上各级人民政府及其环境保护行政主管部门对本辖区内的环境保护工作实施统一监督管理。在我国，基层环境监管机构即县级政府及其环保职能部门，基层环境监管即为县级人民政府及其环境行政主管部门的监管。重金属污染的发生地域、发生环境、生态过程、基本特征及其产生的阶段性要求基层环境监管机构将重金属污染防治纳入本区域环境监管的范畴，采取有利于重金属污染防治的对策和措施，维护县域人群的根本利益和县域社会的和谐稳定。基层环境监管体制，即基层环境保护监督管理体制，是关于基层环境监管机构的设立，以及这些机构之间环境监管权限划分与职责履行方式的总称。我国县级环保部门既要接受上级主管部门的业务指导或领导，又要接受本级政府的统一领导，且县级环保部门与其他依照法律规定负责本系统内部环境与资源监督管理工作的部门之间协调不顺，职责、权限划分不清。这种“条条”、“块块”相结合的基层环境监管体制正是导致针对重金属污染基层环保部门监管障碍、地方政府监管障碍、企业守法障碍和公众参与障碍的主要原因，而所有这些障碍和制约因素的存在使重金属污染防治工作难以有效开展。在我国环保部门垂直监管现有条件不成熟、标准化政策执行机制尚未建立的背景下，如何改变现行“条条”、“块块”相结合基层环境监管体制，打破以政府为权力垄断者单中心基层环境监管主体结构以及由此形成的单一、固化、低效监管方式，克服基层环境监管限制因素的种种束缚，形成有利于重金属污染防治的制度环境？新公共管理理论在基层环境监管的中应用为重金属污染防治带来了转机。基于新公共管理理论所进行的、以基层环境监管主体结构改进和基层环境监管方式改进为主要内容的基层环境监管体制改进，无疑是防治重金属污染的根本路径和必然选择。依据重金属污染治理过程中不同主体间互动关系所形成的基层环境监管主体结构包括强化政府监管主体指导作用、发挥企业监管主体能动作用和增强其他社会组织监管主体促进作用。其中，以政府为主体所进行的环境监管是县级政府及其环保职能部门为实现本县域环境公共政策目标而对重金属污染企业所进行的规范和制约；以企业为主体所进行的环境监管是企业为协调发展生产同保护环境的关系而对自身环境行为所进行的限制和约束；以其他社会组织为主体所进行的环境监管是独立于政府和市场之外，具有较强专业性和自愿性，以促进公益进步为活动宗旨的非政府组织对重金属污染企业所进行的环境监督与管理。依据重金属污染发生地域和发生环境所形成的基层环境监管方式包括区域监管、专项监管、流动监管和协议监管。其中，区域监管强调重金属污染防治政策制定职能与执行职能相分离，通过授权或分权的方式调整县级政府组织内部层级关系并建立以环境保护行政主管部门为主导的重金属污染防治专项领导与协调小组，从而使纵向管理体制通畅、横向管理权限分明；专项监管强调放松严格行政规则而突出权变思想在重金属污染防治中的运用、实施明确的绩效目标控制和上下级环境保护行政主管部门之间的协作；流动监管强调克服重金属污染防治过程中的地方保护主义而以公共利益为中心、关注解决公平与效率的矛盾和同一层次环境保护行政主管部门之间的协作；协议监管强调通过县级环境保护行政主管部门与企业之间就重金属污染防治所达成的协议实现监管。针对重金属污染的基层环境监管体制改进还需要一系列配套措施。为此，必须优化监管机构的隶属关系、明确监管机构的职能划分、建立有效的部门协调机制、增加监管机构能力建设投入、构建基层环境监测网络体系、提高监管机构应急管理能力、实施环境与发展综合决策、制定区域开发和保护政策、落实环境保护目标责任制、利用市场机制引导企业行为、鼓励企业积极进行清洁生产、支持企业建立环境管理体系、厘清公众参与的基础性条件、完善环境监管公众参与机制、健全公众参与的保障性措施。
二、城市儿童铅污染的现状、原因及防治措施（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、城市儿童铅污染的现状、原因及防治措施（论文提纲范文）
（1）沈阳市某医院1-6岁儿童铅暴露水平的影响因素及对心理行为影响的调查分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 英文缩略语 |
| 1 前言 |
| 2 研究内容 |
| 2.1 研究目的 |
| 2.2 研究对象 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 样本采集与检测 |
| 2.3.2 诊断标准 |
| 2.3.3 问卷调查内容 |
| 2.4 质量控制 |
| 2.5 统计学分析 |
| 3 结果 |
| 3.1 调查对象基本情况 |
| 3.2 儿童血铅水平及影响因素分析 |
| 3.2.1 儿童血铅水平情况 |
| 3.2.2 不同出生结局、喂养方式对儿童血铅水平的影响 |
| 3.2.3 家庭因素对儿童血铅水平的影响 |
| 3.2.4 儿童基本情况对血铅水平分布的影响 |
| 3.2.5 父母及家庭情况对儿童血铅水平的影响 |
| 3.2.6 儿童饮食习惯对儿童血铅水平的影响 |
| 3.2.7 儿童血铅水平影响多因素Logistic回归分析 |
| 3.3 血铅水平对儿童心理行为的影响 |
| 3.4 其它因素对儿童心理行为影响的单因素分析 |
| 4.2.1 儿童基本情况对儿童心理行为的影响 |
| 4.2.2 父母及家庭情况对儿童心理行为的影响 |
| 4.2.3 饮食习惯对儿童心理行为的影响 |
| 3.5 儿童各维度心理行为问题的多重线性回归分析 |
| 3.5.1 儿童情绪障碍影响因素的多元线性回归分析 |
| 3.5.2 儿童性格缺陷影响因素的多元线性回归分析 |
| 3.5.3 儿童社会适应不良影响因素的多元线性回归分析 |
| 3.5.4 儿童行为障碍影响因素的多元线性回归分析 |
| 3.5.5 儿童交往缺陷影响因素的多元线性回归分析 |
| 3.5.6 儿童不良习惯影响因素的多元线性回归分析 |
| 3.5.7 儿童其他障碍影响因素的多元线性回归分析 |
| 4 讨论 |
| 4.1 儿童血铅水平现状 |
| 4.2 儿童血铅水平影响因素分析 |
| 4.3 儿童心理行为影响因素分析 |
| 5 结论 |
| 本研究创新性的自我评价 |
| 参考文献 |
| 综述 铅暴露对儿童健康影响的研究进展 |
| 参考文献 |
| 社会实践 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）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 |
（3）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 |
（4）鸡饲料铅污染调查与硒颉颃铅致鸡脾脏毒性效应的评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 引言 |
| 1.1 铅污染现状 |
| 1.1.1 铅污染的来源 |
| 1.1.2 土壤和水污染现状 |
| 1.1.3 食品污染现状 |
| 1.1.4 饲料污染现状 |
| 1.2 铅毒性的研究进展 |
| 1.2.1 铅的一般毒性 |
| 1.2.2 铅的免疫毒性 |
| 1.2.3 铅与氧化应激 |
| 1.2.4 铅与细胞凋亡、自噬、坏死 |
| 1.3 程序性坏死与免疫的研究进展 |
| 1.3.1 程序性坏死的发生机理 |
| 1.3.2 程序性坏死与免疫功能 |
| 1.4 程序性坏死与疾病的研究现状 |
| 1.5 研究的目的与意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.1.1 鸡饲料样品的采集 |
| 2.1.2 试验动物分组与采样 |
| 2.1.3 淋巴细胞分离培养 |
| 2.2 仪器设备及试剂 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 饲料中铅含量的调查 |
| 2.3.2 鸡脾脏组织显微结构的观察 |
| 2.3.3 鸡脾脏组织中铅、硒含量的检测 |
| 2.3.4 氧化应激相关指标的检测 |
| 2.3.5 细胞因子含量的检测 |
| 2.3.6 AO/EB双重荧光染色 |
| 2.3.7 流式细胞术对细胞坏死的检测 |
| 2.3.8 RT-qPCR检测 |
| 2.3.9 Western blot检测 |
| 2.4 试验数据的统计与分析 |
| 3 结果 |
| 3.1 鸡饲料铅污染调查 |
| 3.1.1 不同年份饲料铅污染的调查结果 |
| 3.1.2 不同种类鸡用饲料铅的检测结果 |
| 3.1.3 不同动物种类鸡用饲料铅的检测结果 |
| 3.1.4 不同生长阶段肉鸡饲料铅的检测结果 |
| 3.2 鸡脾脏组织显微结构观察结果 |
| 3.3 鸡脾脏组织中铅和硒含量检测结果 |
| 3.4 氧化应激相关指标检测结果 |
| 3.4.1 鸡脾脏组织氧化应激相关指标检测结果 |
| 3.4.2 淋巴细胞氧化应激相关指标检测结果 |
| 3.5 细胞因子含量的检测结果 |
| 3.5.1 鸡血清中细胞因子含量的检测结果 |
| 3.5.2 淋巴细胞中细胞因子含量的检测结果 |
| 3.6 AO/EB双重荧光染色对细胞坏死的检测结果 |
| 3.7 流式细胞术对细胞坏死的检测结果 |
| 3.8 NF-κB通路中相关因子的检测结果 |
| 3.8.1 鸡脾脏组织NF-κB通路相关因子mRNA水平和蛋白表达检测结果 |
| 3.8.2 淋巴细胞中NF-κB通路相关因子mRNA水平和蛋白的检测结果 |
| 3.9 RIP3依赖型程序性坏死相关基因的检测结果 |
| 3.9.1 鸡脾脏RIP3 依赖型程序性坏死相关基因mRNA水平和蛋白检测结果 |
| 3.9.2 淋巴细胞RIP3 依赖型程序性坏死相关基因mRNA水平和蛋白检测结果 |
| 3.10 MAPK通路相关基因的检测结果 |
| 3.10.1 鸡脾脏MAPK通路相关基因mRNA水平和蛋白的检测结果 |
| 3.10.2 淋巴细胞中MAPK通路相关基因mRNA水平和蛋白的检测结果 |
| 3.11 热休克蛋白基因的检测结果 |
| 3.11.1 鸡脾脏组织中热休克蛋白基因mRNA水平和蛋白的检测结果 |
| 3.11.2 淋巴细胞中热休克蛋白基因mRNA水平和蛋白的检测结果 |
| 4 讨论 |
| 4.1 鸡饲料铅污染情况、原因及对策 |
| 4.2 硒铅互作对脾组织病理形态学的影响 |
| 4.3 硒铅互作对脾组织硒铅含量的影响 |
| 4.4 硒铅互作对细胞因子表达水平的影响 |
| 4.5 硒铅互作对抗氧化功能的影响 |
| 4.6 硒铅互作对NF-κB通路表达的影响 |
| 4.7 硒铅互作对热休克蛋白表达的影响 |
| 4.8 硒铅互作对MAPK通路相关基因表达的影响 |
| 4.9 硒铅互作对鸡脾脏程序性坏死通路的影响 |
| 5 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
（5）二元规制模式下的环境侵害民事责任研究 ——以美国环境侵害民事责任为中心（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 导论 |
| 一、研究背景和研究对象的选取 |
| 二、研究意义 |
| 三、国内研究现状 |
| 四、国外研究现状 |
| 五、研究方法 |
| 六、创新点和不足 |
| 第一章 环境侵害民事责任的双重性与法律规制的二元化 |
| 第一节 环境侵害民事责任的双重性 |
| 一、环境侵害及相关概念辨析 |
| 二、环境侵害民事责任的双重性 |
| 第二节 环境侵害民事责任法律规制的二元化趋势 |
| 一、美国 |
| 二、欧盟及其成员国 |
| 三、国际条约 |
| 第二章 美国侵权法上的环境侵害民事责任 |
| 第一节 美国环境侵权诉因理论 |
| 一、妨害 |
| 二、侵入 |
| 三、过失 |
| 四、异常危险活动严格责任 |
| 第二节 美国侵权法上的环境侵害民事责任之抗辩事由 |
| 一、被告的行为 |
| 二、原告的行为 |
| 三、介入原因与取代原因 |
| 四、衡平法上的抗辩 |
| 第三节 美国侵权法上的环境侵害民事责任之承担方式与责任范围 |
| 一、环境侵权的责任承担方式 |
| 二、环境侵权的补偿性损害赔偿范围 |
| 三、环境侵权的惩罚性损害赔偿之适用 |
| 第三章 CERCLA环境侵害民事责任基本理论 |
| 第一节 CERCLA立法背景与适用范围 |
| 一、CERCLA立法背景 |
| 二、CERCLA适用范围 |
| 第二节 责任主体与归责原则 |
| 一、责任主体 |
| 二、归责原则 |
| 第三节 责任主体间的连带责任 |
| 一、连带责任标准的确立 |
| 二、责任可分性之争 |
| 第四节 责任的抗辩事由 |
| 一、不可抗力、战争行为和第三方责任 |
| 二、无辜土地所有者、预期的善意购买者和相邻土地所有者 |
| 三、微量的责任 |
| 第四章 CERCLA环境侵害民事责任之反应行动与反应费用的承担 |
| 第一节 CERCLA环境侵害民事责任之反应行动 |
| 一、反应行动分类 |
| 二、政府采取的反应行动 |
| 三、政府命令的反应行动 |
| 第二节 CERCLA环境侵害民事责任之反应费用的承担 |
| 一、超级基金垫付机制 |
| 二、垫付的反应费用的收回 |
| 三、责任主体间反应费用的追偿 |
| 第五章 CERCLA环境侵害民事责任之自然资源损害赔偿 |
| 第一节 自然资源损害责任的构成与赔偿权利人 |
| 一、自然资源损害责任的构成 |
| 二、自然资源损害赔偿权利人及理论基础 |
| 第二节 自然资源损害赔偿的基本标准与赔偿范围 |
| —、自然资源损害赔偿的基本标准 |
| 二、自然资源损害赔偿范围 |
| 第三节 自然资源损害赔偿责任的免除或限制 |
| 一、自然资源损害赔偿责任的免除 |
| 二、自然资源损害赔偿责任的限制 |
| 第六章 关于我国环境侵害民事责任立法的思考 |
| 第一节 我国环境侵害民事责任立法现状及不足 |
| 一、我国环境侵权责任立法的日臻成熟 |
| 二、我国生态环境损害民事责任立法的不足 |
| 三、民法绿色化与民法典侵权责任编(草案)的绿色化尝试 |
| 第二节 生态环境损害的侵权责任构造之反思 |
| 一、环境要素资产化路径 |
| 二、生态环境法律主体说 |
| 三、环境权私法化路径 |
| 四、损害拟制说 |
| 第三节 我国环境侵害民事责任法律规制二元化之证成——基于民法与环境法本位的思考 |
| 一、民法的私主体权利本位 |
| 二、环境法的社会利益本位 |
| 三、民法与环境法在环境侵害民事责任法律规制上的分工 |
| 第四节 我国环境侵害民事责任立法的完善——以美国为参考 |
| 一、对民法典侵权责任编的建议 |
| 二、我国生态环境损害民事责任立法的完善构想 |
| 结语 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（6）杞枣口服液联合健康教育防治儿童高铅血症的效果分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 英文缩略表 |
| 引言 |
| 第1章 临床研究 |
| 1.1 对象与方法 |
| 1.1.1 临床研究资料 |
| 1.1.2 研究方法 |
| 1.1.3 统计学方法 |
| 1.2 结果 |
| 1.2.1 干预组和对照组一般资料的分析 |
| 1.2.2 干预结束后的效果评价 |
| 1.2.3 影响血铅水平的相关因素分析 |
| 1.3 讨论 |
| 1.3.1 儿童的性别和年龄 |
| 1.3.2 家庭因素对儿童血铅水平的影响分析 |
| 1.3.3 儿童行为习惯对血铅水平的影响分析 |
| 1.3.4 干预前后血铅水平的变化 |
| 1.3.5 环境因素对儿童血铅水平的影响 |
| 1.3.6 儿童体内血铅和血镉关系 |
| 1.3.7 早期干预儿童高铅血症的重要性 |
| 1.3.8 杞枣口服液防治儿童高血铅水平的优点 |
| 1.3.9 临床试验中的创新与不足 |
| 1.4 小结 |
| 参考文献 |
| 第2章 综述 儿童高铅血症相关因素分析及防治进展 |
| 2.1 儿童高铅血症的概述 |
| 2.2 儿童高铅血症的临床特点 |
| 2.3 铅毒性的发病机制 |
| 2.4 铅毒性对于儿童各系统的影响 |
| 2.5 铅中毒的治疗 |
| 2.6 现存问题 |
| 参考文献 |
| 结论 |
| 附录 A 知情同意书 |
| 附录 B 关于铅摄入情况的问卷调查表 |
| 附录 C 临床试验技术路线图 |
| 附录 D Conners简明症状问卷 |
| 致谢 |
| 导师简介 |
| 作者简介 |
| 学位论文数据集 |
（7）南京市学龄儿童血铅水平与健康结局的相关性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 科学问题的提出 |
| 1.3 研究目的和意义 |
| 1.4 研究内容与论文框架 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 研究综述 |
| 2.1 儿童铅中毒问题 |
| 2.1.1 铅中毒史 |
| 2.1.2 国内外儿童铅中毒状况 |
| 2.2 儿童铅暴露来源及影响因素 |
| 2.3 铅对儿童的健康影响 |
| 2.4 儿童铅中毒的防治措施 |
| 第三章 研究内容与方法 |
| 3.1 研究对象选择 |
| 3.2 信息采集 |
| 3.3 测量方法与诊断标准 |
| 3.3.1 问卷调查 |
| 3.3.2 诊断标准 |
| 3.3.3 样本采集及检测 |
| 3.3.4 人体测量 |
| 3.3.5 期末成绩 |
| 3.4 质量控制 |
| 3.5 数据统计分析 |
| 第四章 儿童血铅水平及影响因素 |
| 4.1 血铅水平分布情况 |
| 4.1.1 研究对象的一般情况 |
| 4.1.2 学龄儿童血铅水平现状 |
| 4.1.3 不同血铅水平频数分布情况 |
| 4.1.4 学龄儿童血铅水平和铅中毒率分析 |
| 4.2 影响血铅浓度的因素分析 |
| 4.2.1 样本构成情况 |
| 4.2.2 单因素分析 |
| 4.2.3 多因素分析 |
| 4.2.4 影响儿童血铅水平的因素分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 儿童血铅水平与健康结局的相关性 |
| 5.1 血铅水平与生长发育的相关性 |
| 5.1.1 样本构成情况 |
| 5.1.2 学龄儿童生长发育状况 |
| 5.1.3 血铅水平与儿童生长发育的相关性 |
| 5.2 血铅水平与红细胞参数的相关性 |
| 5.2.1 样本的一般情况 |
| 5.2.2 红细胞参数 |
| 5.2.3 血铅水平与儿童红细胞参数的相关性 |
| 5.3 血铅水平与期末成绩的相关性 |
| 5.3.1 样本基本情况 |
| 5.3.2 期末成绩 |
| 5.3.3 血铅水平与儿童期末成绩的相关性 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究特色及创新点 |
| 6.3 研究不足 |
| 6.4 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间参与的研究项目及会议 |
| 致谢 |
（8）我国儿童血铅水平现状及对策研究（论文提纲范文）
| 主要英文缩略语索引 |
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 第一章 我国群体性铅中毒事件的流行特征系统分析 |
| 1 研究目的 |
| 2 研究对象和研究方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第二章 我国 0~6 岁儿童血铅水平及分布特征系统分析 |
| 1 研究目的 |
| 2 材料和方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第三章 儿童铅中毒防制策略研究 |
| 1 发达国家儿童铅中毒防控策略 |
| 2 我国儿童血铅现状和防控策略 |
| 3 我国儿童铅中毒防控工作存在的不足 |
| 4 建议和对策 |
| 5 小结 |
| 第四章 总结 |
| 参考文献 |
| 综述 |
| 参考文献 |
| 成果目录 |
| 致谢 |
（9）儿童铅暴露健康风险防范对策国内外概况（论文提纲范文）
| 1 我国儿童铅污染情况及存在的关键问题 |
| 1.1 我国儿童铅污染情况 |
| 1.2 解决儿童铅污染急需开展有效的铅污染防治措施 |
| 2 铅污染防治国外经验分析 |
| 2.1 美国 |
| 2.1.1 美国铅污染防治的相关法律、法规 |
| 2.1.2 美国铅污染防治的标准、规范 |
| 2.1.3 美国铅污染防治的措施 |
| 2.2 欧盟 |
| 2.2.1 欧盟铅污染防治的相关法律、法规 |
| 2.2.2 欧盟铅污染防治的标准、规范 |
| 2.2.3 欧盟铅污染防治的措施 |
| 2.3 日本 |
| 3 我国当前铅污染防治对策措施 |
| 3.1 制定了针对铅污染防治的各项标准 |
| 3.2 我国将防控铅、汞、镉、铬、砷污染作为当前工作重点 |
| 3.3 我国已开展各项铅污染宣传 |
| 4 我国当前铅污染防治存在的问题 |
| 4.1 我国铅污染防治环境标准体系构建中,存在协调性和衔接性问题 |
| 4.2 我国铅污染防治工作基础薄弱,难以满足健康风险防控需求 |
| 5 我国铅污染防治对策建议 |
| 5.1 继续开展全国范围内的铅污染导致健康损害专项调查 |
| 5.2 构建重金属(铅)环境与健康风险评估体系 |
| 5.3 健全环境与健康监管体制 |
| 5.4 补充环境标准确立保障人体健康的中心地位 |
| 5.5 依据土壤污染水平积极推动土壤修复工作 |
| 5.6 加强铅污染环境与健康信息公开与宣传教育 |
| 6 研究小结 |
（10）重金属污染条件下基层环境监管体制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 导论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 国内研究现状 |
| 1.3.2 国外研究现状 |
| 1.3.3 国内外研究现状评述 |
| 1.4 相关概念界定 |
| 1.4.1 重金属污染 |
| 1.4.2 基层环境监管机构 |
| 1.4.3 基层环境监管体制 |
| 1.5 研究方法与技术路线 |
| 1.5.1 研究方法 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.6 论文的创新与不足 |
| 本章小结 |
| 第二章 重金属污染问题理论分析 |
| 2.1 县域、县域经济和县域工业 |
| 2.1.1 县与县域的涵义 |
| 2.1.2 县域经济特殊性 |
| 2.1.3 县域工业来源与特点 |
| 2.2 重金属污染产生 |
| 2.2.1 重金属污染发生地域 |
| 2.2.2 重金属污染生态过程 |
| 2.2.3 重金属污染基本特征 |
| 2.3 重金属污染与县域工业特点内在联系 |
| 2.3.1 重金属污染与县域工业数量变化相联系 |
| 2.3.2 重金属污染与县域工业类型特点相联系 |
| 2.3.3 重金属污染与县域工业生产特点相联系 |
| 2.3.4 重金属污染与县域工业分布特点相联系 |
| 本章小结 |
| 第三章 现行基层环境监管体制运行方式分析 |
| 3.1 我国环境监管体制沿革 |
| 3.1.1 起步阶段（1972—1978） |
| 3.1.2 创建阶段（1979—1992） |
| 3.1.3 发展阶段（1992—2002） |
| 3.1.4 完善阶段（2003 年至今） |
| 3.2 基层环境监管机构设立 |
| 3.2.1 县级环境保护行政主管部门设立 |
| 3.2.2 县级政府其他部门环保机构设立 |
| 3.3 基层环境监管机构职责 |
| 3.3.1 县级环境保护行政主管部门职责 |
| 3.3.2 县级政府其他部门环保机构职责 |
| 3.4 基层环境监管制度实施 |
| 3.4.1 环境影响评价制度 |
| 3.4.2 “三同时”制度 |
| 3.4.3 排污许可证制度 |
| 3.4.4 排污收费制度 |
| 3.4.5 环境监测制度 |
| 3.4.6 其他环境制度 |
| 本章小结 |
| 第四章 重金属污染条件下基层环境监管障碍分析 |
| 4.1 环保部门监管障碍 |
| 4.1.1 基本职能定位不准 |
| 4.1.2 环境监管能力薄弱 |
| 4.1.3 环境执法权限欠缺 |
| 4.1.4 部门之间协调不顺 |
| 4.1.5 双重领导作用有限 |
| 4.2 地方政府监管障碍 |
| 4.2.1 偏颇的发展观和政绩观 |
| 4.2.2 事权与财权划分不合理 |
| 4.2.3 经济管理体制存在弊端 |
| 4.2.4 环保问责制度流于形式 |
| 4.3 企业守法障碍 |
| 4.3.1 “守法成本高、违法成本低” |
| 4.3.2 短期经济利益最大化的驱使 |
| 4.3.3 企业自我环境管理引导不足 |
| 4.4 公众参与障碍 |
| 4.4.1 公众参与缺少依据和保障 |
| 4.4.2 公众参与有效性严重不足 |
| 4.4.3 公众参与的意识水平较低 |
| 本章小结 |
| 第五章 监管案例分析：F 县“血铅”事件实地调查 |
| 5.1 领导决策 |
| 5.2 公司选址 |
| 5.3 环评落实 |
| 5.4 血铅征兆 |
| 5.5 灾难降临 |
| 5.6 政府承诺 |
| 5.7 现状考察 |
| 本章小结 |
| 第六章 国外重金属污染监管状况分析 |
| 6.1 美国重金属污染监管 |
| 6.1.1 美国重金属污染监管体制与机构 |
| 6.1.2 美国重金属污染监管制度与策略 |
| 6.1.3 美国重金属污染监管的主要特点 |
| 6.2 日本重金属污染监管 |
| 6.2.1 日本重金属污染监管体制与机构 |
| 6.2.2 日本重金属污染监管制度与对策 |
| 6.2.3 日本重金属污染监管的主要特点 |
| 6.3 印度重金属污染监管 |
| 6.3.1 印度重金属污染监管体制与机构 |
| 6.3.2 印度重金属污染监管政策与措施 |
| 6.3.3 印度重金属污染监管的主要特点 |
| 6.4 国外重金属污染监管路径选择与经验借鉴 |
| 6.4.1 国外重金属污染监管路径选择 |
| 6.4.2 国外重金属污染监管经验借鉴 |
| 本章小结 |
| 第七章 重金属污染条件下基层环境监管体制改进 |
| 7.1 基层环境监管体制改进总体目标 |
| 7.1.1 县域可持续发展 |
| 7.1.2 县域生态文明 |
| 7.2 基层环境监管体制改进基础和依据 |
| 7.2.1 改进理论基础 |
| 7.2.2 改进法律基础 |
| 7.2.3 改进现实依据 |
| 7.2.4 改进基本原则 |
| 7.3 基层环境监管主体结构改进 |
| 7.3.1 强化政府监管主体指导作用 |
| 7.3.2 发挥企业监管主体能动作用 |
| 7.3.3 增强其他社会组织监管主体促进作用 |
| 7.4 基层环境监管方式改进 |
| 7.4.1 结合实际完善区域监管 |
| 7.4.2 明确目标开展专项监管 |
| 7.4.3 加强协作推进流动监管 |
| 7.4.4 创造条件实施协议监管 |
| 7.5 基层环境监管体制改进的配套措施 |
| 7.5.1 深化改革，调整监管机构设置 |
| 7.5.2 扩大保障，加强监管能力建设 |
| 7.5.3 转变方式，提高政府监管效率 |
| 7.5.4 增强激励，促进企业主动守法 |
| 7.5.5 加大宣传，完善公众参与机制 |
| 7.6 改进后基层环境监管体制的主要特征与价值诉求 |
| 7.6.1 改进后基层环境监管体制的主要特征 |
| 7.6.2 改进后基层环境监管体制的价值诉求 |
| 本章小结 |
| 第八章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、城市儿童铅污染的现状、原因及防治措施（论文参考文献）
- [1]沈阳市某医院1-6岁儿童铅暴露水平的影响因素及对心理行为影响的调查分析[D]. 李广博. 中国医科大学, 2021(02)
- [2]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)
- [3]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
- [4]鸡饲料铅污染调查与硒颉颃铅致鸡脾脏毒性效应的评价[D]. 张加勇. 东北农业大学, 2020(04)
- [5]二元规制模式下的环境侵害民事责任研究 ——以美国环境侵害民事责任为中心[D]. 翟甜甜. 山东大学, 2019(02)
- [6]杞枣口服液联合健康教育防治儿童高铅血症的效果分析[D]. 杜娜娜. 华北理工大学, 2019(01)
- [7]南京市学龄儿童血铅水平与健康结局的相关性研究[D]. 刘林丽. 南京大学, 2018(01)
- [8]我国儿童血铅水平现状及对策研究[D]. 吕玉桦. 南华大学, 2014(03)
- [9]儿童铅暴露健康风险防范对策国内外概况[J]. 聂静,段小丽,王红梅,赵秀阁. 环境与可持续发展, 2013(05)
- [10]重金属污染条件下基层环境监管体制研究[D]. 李冠杰. 西北农林科技大学, 2012(05)