焦化厂不同粒径土壤中PAHs的赋存特征

为分析典型焦化污染场地不同粒径土壤中PAHs的累积及其与土壤有机碳含量（TOC）、比表面积（SA）等土壤性质的相关性,对北京焦化厂长期受PAHs污染的土壤进行粒度分级[P1（0.5~1.0 mm）、P2（0.25~0.5 mm）、P3（0.15~0.25 mm）、P4（0.106~0.15 mm）、P5（0.075~0.106 mm）、P6（<0.075 mm）],测定了各粒径土壤的理化性质及土壤中USEPA优先控制的16种PAHs的浓度,探究PAHs在不同粒径土壤中的累积特征,并通过PAHs质量分数及土壤部分理化性质的曲线拟合结果分析PAHs的赋存特征。结果表明：各粒径土壤中16种PAHs均有检出,其最高质量分数大多出现在P1粒径土样,最低质量分数出现在 P4、P5中。各粒径土壤中2~3（低）环 PAHs、ΣPAHs16质量分数变化趋势相似,均为 P1>P2>P3、P4、P6>P5(P<0.05),4（中）、5~6（高）环PAHs趋势类似,均为P1、P2>P3>P6>P4、P5(P<0.05)。比表面积（SA）、总有机碳（TOC）、可溶解性有机碳（DOC）与各类PAHs的质量分数呈现一定的相关性,各类PAHs质量分数随SA的增大呈先增大随后减小趋势,最大质量分数所对应的SA为38~41 m2·g-1,随TOC的增加呈先减小随后增大趋势,最小质量分数所对应的TOC为7.0~8.7 g·kg-1。不同粒径土壤颗粒中,基于污染物毒性当量因子（TEF）的等效质量分数与污染物实际质量分数变化趋势并不相同,ΣPAHs16实际质量分数变化趋势为P1>P2、P3、P4、P6>P5(P<0.05),而其等效质量分数则为P1、P2、P3、P4、P6>P5(P<0.05)。     

废弃荧光灯管的环境管理研究

加强危险废物的环境管理已成为中国固体废物污染防治工作中的重点和热点.在中国,废弃荧光灯管属于毒性危险废物,如果处理处置不当,会导致自然环境和人体健康受到严重威胁.通过综合比较分析国内外废弃荧光灯管的环境管理现状,系统总结了目前中国在废弃荧光灯管环境管理方面的不足,并对废弃荧光灯管环境管理的研究方向进行了展望,为建立和完善中国废弃荧光灯管的环境管理体系提供了重要的理论依据,对中国加强危险废物的系统管理具有重要的现实意义.     

北京市畜禽养殖和环境保护

一、问题的提出近10年来,北京市畜牧生产有了很大的发展。从数量来说,80年代末蛋鸡的饲养量已达2897万只,猪的总头数为416.8万头;从饲养方式来讲,规模化集中饲养的比例逐年上升,以鸡为例,全市国营和集体的规模化鸡场已达1100多个,其中10万只以上大型鸡场已达28个,北京最大的鸡场峪口鸡场规模已达50万只。由于饲养日益集中,改变了土地与畜牧粪便之间的传统关系,使得粪便排放与处理的矛盾日益突出。本文试图通过对饲养较集中,数量较多的猪、鸡养殖的调查分析,找出规模养殖场的环境问题产生的原因,并以此提出一些对策和建议,以引起有关部门的重视。二、北京市畜禽粪便的排泄与主要环境问题     

基于土壤汞形态归趋的健康风险评估方法

土壤汞污染是一个全球性关注问题,矿产资源开采、化工生产和燃煤发电等均造成了不同程度的土壤汞污染,合理评估汞污染场地的健康风险是场地开发再利用的关键.对土壤中汞的形态归趋研究总结表明,由于汞的特殊物理化学性质,并受土壤等环境因素的影响,导致其在土壤中具有复杂的化学形态和变化过程.汞在土壤中的不同化学形态归趋对其毒性效应、生物有效性和暴露途径产生显著影响.基于土壤汞总量的风险评估方法忽略了土壤中不同化学形态汞对毒性、生物有效性和暴露途径的影响,导致高估土壤汞污染的健康风险.针对基于土壤汞总量的风险评估存在的问题,提出了基于土壤汞形态归趋的土壤汞污染健康风险评估理论,并构建基于土壤汞形态归趋-有效剂量-健康效应的土壤汞污染的精细化风险评估技术体系框架:①土壤不同形态汞的测定与表征方法;②汞形态归趋预测模型;③暴露分析与暴露量计算;④有效剂量（生物可给性或生物有效性）测定;⑤风险表征;⑥基于不同形态汞的场地土壤污染风险筛选值和修复目标制定.该方法体系从理论上解决了传统基于土壤汞总量的风险评估方法存在的问题,实际应用中面临的主要问题和今后重点发展方向:①研发可商业化的土壤汞化学物组分分析仪及土壤汞蒸气的原位测定方法;②结合中国场地土壤特点,开展土壤中汞的形态归趋模拟的模型研究,弥补现阶段土壤汞化合物形态分析方法的欠缺;③研发和建立土壤汞的生物可给性和有效性的标准测试方法技术;④本土化的土壤汞筛选值的确定.      

基于土壤中多环芳烃解吸特性的生物修复效果评价

采用XAD-2树脂辅助解吸方法测试了生物堆修复前后土壤中荧蒽、苯并(a)蒽、苯并(a)芘、苯并苝这4种PAHs的解吸特性,并根据解吸结果进行了生物修复效果评价.结果表明,土壤中这4种PAHs的累计解吸量随解吸时间延长而增加,但解吸速率逐渐降低,符合"两阶段"解吸模型,生物修复前土壤中不同种类PAHs"快解吸"量占PAHs总量的32%～70%,修复后土壤中不同种类PAHs"快解吸"量占PAHs总量的14%～39%.经过6个月的生物修复,基于生物可利用含量变化的荧蒽、苯并(a)蒽、苯并(a)芘、苯并苝修复效率依次为82.9%、79.7%、64.9%、54.3%,,明显高于基于PAHs总含量的生物修复效率61.0%、51.7%、37.2%、38.7%.     

土壤质地和湿度对SVE技术修复苯污染土壤的影响

土壤蒸汽抽提技术(soil vapor extraction,SVE)是一种安全、经济、高效的土壤治理技术,广泛应用于包气带土壤中挥发性有机污染物的去除.本研究选取有机污染物苯为对象,通过一维土柱通风模拟,分析了土壤质地(壤砂土、粉壤土和黏土)和湿度(0%、10%和20%)对SVE技术修复苯污染土壤的影响.结果表明,由于受到粉壤土有机质和黏土的通透性影响,这两组实验的SVE修复效率(68.3%和43.4%)小于壤砂土实验组(98.5%);此外,20%和10%湿度条件下的壤砂土土柱模拟实验会出现拖尾现象,而且湿度越大,SVE的修复效率越低.     

基于特定场地污染概念模型的健康风险评估案例研究

对某有机化工厂地下水下游方向拟建设的地铁站所在区域土壤及地下水开展污染调查,结果表明,拟建地铁站区域深层土壤及地下水均被1,2-二氯乙烷污染,其中,土壤样品最高浓度104.08 mg·kg-1,位于地表以下8.6 m深处;地下水样品最高浓度18 500μg·L-1.污染主要由位于上游的有机化工厂生产排污所致.本研究依据调查结果并结合地铁站的特殊结构设计构建了该场地特定的污染概念模型,推导了相应的风险计算公式用于计算站内人员的健康风险,并与基于通用污染概念模型建立的风险计算公式的评价结果进行比较.两种模型计算结果均表明该区域土壤及地下水中污染对未来地铁站工作人员造成的致癌风险将远高于目前普遍接受的风险水平(1×10-6),但前者计算的土壤和地下水对未来地铁工作人员造成的致癌风险要比后者分别高2倍和1.5倍.由此可见,对于具体的场地评价项目,应考虑场地的污染特性及未来建筑的结构特性对现有评估模型进行修正后进行健康风险评估,以避免因直接套用现有导则中的计算模型使最终评估结果偏离客观实际.     

NAPL泄漏事故场地地下水污染风险快速评估与决策

根据环境事故应急管理的需求,结合事故污染场地的特点,研究提出了非水相液体(NAPL)泄漏事故场地地下水污染风险的快速评估方法.该方法由3个连续的阶段组成:第1阶段为事故与场地调查,采用场地调查的方法获取事故与污染物信息及场地水文地质参数;第2阶段为计算和评价,以NAPL泄露污染场地为例,采用简单的数学模型判断事故对地下水影响的紧迫程度,以及对下游敏感点的影响;第3阶段为分析与决策,综合分析前两阶段的结果,制定场地应急控制措施.通过案例应用展示了该方法在事故污染场地地下水应急管理中的应用.     

铬污染土壤的药剂修复及其长期稳定性研究

利用不同投加比例的硫化钠及连二亚硫酸钠,分别对不同类型的铬污染土壤进行修复处理,通过土壤总铬及六价铬浸出浓度的测定,研究了供试药剂对铬污染土壤的短期(3 d)和长期(1.5 a)稳定化效果。结果表明:两种药剂对铬污染土壤的稳定化均具有很好的效果,可以在短期内快速降低总铬和六价铬的浸出浓度,其效果随着投加量的增加而提高。在长期稳定过程中,不同药剂不同投加量的的稳定化效果进一步提高,且保持稳定。     

污染场地土壤中Cd人体可给性影响因素及对筛选值的影响

采用Unified bioaccessibility model (UBM) 模拟胃肠消化的方法测试了来自湖南、广西和大连12个污染土壤样品中Cd的人体可给性.结果显示,Cd在胃提取阶段的可给性为12.24%~81.10%,平均值为53.60%,肠提取阶段的可给性为2.01%~43.30%,平均值为19.74%.胃提取阶段的可给性浓度仅与总镉(TCd) (P<0.000, n=12)和总锰(TMn) (P=0.04, n=12)显著正相关,肠提取阶段的可给性浓度与TCd (P<0.001, n=12)、胃阶段Cd的可给性浓度(P<0.001, n=12)以及TMn(P=0.05, n=12)均显著正相关.胃阶段基于土壤中TCd和TP含量能较好的预测Cd在胃阶段的可给性浓度,模型决定系数(R2)达到0.992,肠阶段基于Cd在胃阶段的可给性浓度及土壤pH值能较好的预测其在肠阶段的可给性浓度,R2达到0.999.考虑土壤中Cd在胃中的可给性时,居住及工商业情形下土壤筛选值分别提升至未考虑可给性时的1.8倍(以可给性平均值计算)和1.2倍(以可给性最大值计算).考虑土壤中Cd在肠阶段的可给性时,居住及工商业情形下土壤筛选值分别提升至未考虑可给性时的5.0倍(以可给性平均值计算)和2.3倍(以可给性最大值计算).