XAD-2树脂表征焦化厂土壤中高环PAHs的生物可给性

利用Amberlite XAD-2树脂辅助解吸技术表征某焦化厂土样中高环PAHs的解吸特征及其生物可给性,分析风险评估过程中考虑污染物生物可给性的可行性;采用傅里叶红外光谱法测试解吸前、后土样的红外光谱特征,判断不同土壤有机官能团对PAHs的吸附强弱.结果表明：土样中PAHs前30 d的解吸速率明显大于后60 d（前者的解吸速率比后者高2~3个数量级）,60 d后污染物解吸基本已达到平衡,整个过程符合两阶段解吸模型.渗漏污染途径下土样中高环PAHs的生物可给性为0.18~0.47,低于大气沉降污染途径下表层土样中对应PAHs的生物可给性（1.00）,表明在开展场地健康风险评估过程中,应考虑具体场地土壤中PAHs的生物可给性,以在一定程度上降低评估结果的保守性.解吸前、后土样红外光谱特征整体无明显变化,解吸过程不改变土壤主要有机官能团类型,但解吸后土壤中羟基和羧基的峰强明显减弱,吸附于羟基及羧基上的PAHs可能更易解吸.

膳食Cd摄入对土壤筛选值确定的影响

收集了2000~2014年发表的关于国内不同膳食中Cd浓度研究文献,统计出不同区域各种主要膳食中Cd含量,结合2002年开展的膳食总调查结果,计算了不同地区居民膳食Cd暴露量,推导了考虑膳食Cd暴露情景下土壤中Cd的健康风险评估筛选值结果显示,我国居民膳食Cd摄入量低于FAO/WHO（联合国粮农组织/世界卫生组织）于2010年颁布的允许Cd摄入量0.833μg/（kg体重·d）.其中,全国范围内居民膳食Cd摄入量的平均值为0.444wg/（kg体重·d）,高于北方[0.240μg/（kg体重·d）]、北京[0.160μg/（kg体重·d）]和上海[0.408μg/（kg体重·d）]地区的平均值,低于南方地区的平均值[0.518μg/（kg体重·d）].全国、北方及南方地区对Cd摄入量贡献最大的膳食主要为蔬菜、米及其制品、面及其制品、水产和肉类;北京地区对Cd摄入贡献较大的膳食依次为蔬菜、面及其制品、水果、米及其制品和水产;上海地区对Cd摄入贡献较大的膳食依次为蔬菜、水产、米及其制品、肉类考虑膳食Cd摄入后推导的工商业用地情形下的筛选值低于不考虑膳食Cd摄入情形下的推导值（829mg/kg）,其中,全国范围、北方、南方、北京和上海地区的筛选值分别为461,630,400,697和492mg/kg基于不同尺度膳食摄入量的统计结果推导的筛选值差异明显,其中,南方地区筛选值是个国筛选值的86.8%,北方、北京和上海地区分别是全国范围推导值1.4倍、1.5倍和1.1倍.在制订国家层面Cd的筛选值时,应充分考虑各区域膳食Cd的暴露特性,以避免因制订统一值导致高估或低估局部区域居民的健康风险.

基于地下水入渗地下室情景的蒸气入侵暴露模型研究

为科学评估地下水入渗地下室情景下的蒸气入侵过程,以苯和三氯乙烯为目标污染物,通过构建地下水入渗地下室情景下的概念模型,综合考虑地下水经孔隙渗透、裂隙渗透的入渗量,以及符合GB 50108—2008《地下工程防水技术规范》情景(简称“符合规范情景”)和最不利情景的蒸发量,计算得到地下水暴露量及室内空气中VOCs浓度,并与HJ 25.3—2019《建设用地土壤污染风险评估技术导则》(简称“《导则》”)规定暴露模型计算结果进行对比.结果表明:①在地下水埋深至地下室底板的距离为25~200 cm时,经裂缝渗透和经孔隙渗透的入渗量分别为3.86~37.7和1.55×10^(-4)~2.35×10^(-3) m^(3)/d,符合规范情景和最不利情景的蒸发量分别为2.30×10^(-3)和0.30~0.52 m^(3)/d;在地下水埋深至地下室底板的距离不变的情况下,经裂缝渗透的入渗量约为经孔隙渗透的15000~25000倍.对比不同情景下入渗量和蒸发量发现,以入渗后地下水全部蒸发达到稳定状态作为合理保守假设,建议选择蒸发量作为地下水暴露量.②在地下水入渗地下室模型中,室内空气中苯和三氯乙烯的浓度计算结果一致,在蒸发量符合规范情景和最不利情景下结果均分别为1.25×10^(-3)和0.16~0.28 mg/m^(3).在《导则》规定暴露模型下,室内苯和三氯乙烯浓度分别为7.01×10^(-4)~7.21×10^(-4)和9.52×10^(-4)~9.80×10^(-4) mg/m^(3).在蒸发量符合规范情景和最不利情景下,地下水入渗地下室模型计算的室内空气中VOCs浓度分别是《导则》规定暴露模型计算结果的1~2和100~400倍.研究显示,在地下水位较浅的地区开展风险评估时,需考虑地下水入渗地下室情景,避免直接套用《导则》规定暴露模型从而低估污染地下水对人群的实际健康风险.

手持式X射线荧光光谱快速测定仪的实践应用评价及建议

手持式X射线荧光光谱仪(XRF)作为快速筛选重金属污染的手段在污染地块调查中广泛使用,但目前国内对XRF现场检测结果指导实验室筛选检测样品的可靠性研究缺乏。本文选择两个实际污染地块调查中的Cu、Pb、As、Ni、Cd和Hg 6种重金属的XRF现场检测数据和实验室实测数据,采用一元线性拟合、Pearson相关、差异分析等手段对两种测试结果的一致性进行研究。结果表明,土壤中Cu、Pb、As和Ni 4种金属的XRF测定值和实验室实测值具有显著相关性。Hg和Cd的XRF测定值显著高于实验室实测值,Cu、Pb、As和Ni XRF测定值较实验室实测值偏小的样品占比超过50%。6种重金属中Cu和Pb XRF测定值和实验室实测值的相关性及一元线性拟合结果更好(相关系数0.5~0.8,R^(2)>0.7)。Cu在XRF测定值大于1000 mg/kg时与实验室实测值的拟合结果更好(R^(2)>0.7),As和Pb分别为XRF测定值在4.0~10 mg/kg和检出限~80 mg/kg范围时更好(R^(2)>0.8)。采用重金属筛选值的50%作为筛选实验室样品的标准时,XRF结果预测Cu、Pb和As超标样品的准确度分别为87.5%、100%和67.9%,比直接采用筛选值提高12.5%、66.67%和17.9%。因此,在实际场地应用XRF测试结果筛选实验室检测样品时,可适当降低筛选标准。

氮肥企业退役地块氨氮污染及其风险研究

基于氮肥企业退役地块土壤、地下水、土壤气和室内空气中氨氮的实测数据,分析了氨氮在各地块中的污染水平和分布特征,评估了氨氮污染的人体健康风险,分析了氨挥发造成的刺激性异味风险和对室内空气质量的影响,及氨氮迁移转化对附近地表水和下游地下水水质的污染风险.分析发现,4个地块中土壤和地下水氨氮含量均表现较强的变异性,土壤中氨氮最高浓度分别高达12700.00,2420.00,2920.00,2370.00mg/kg,地下水中氨氮最高值分别高达7550.00,5100.00,847.00,3760.00mg/L.在平面分布上,4个地块中土壤和地下水较高浓度氨氮均主要分布在生产区和污水处理区,在垂向分布上4个地块间存在差异,氮肥厂Ⅰ的土壤以黏土为主,多数点位氨氮含量随深度增加而递减,氮肥厂Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ的土壤以粉土/粉砂或粉土夹粉黏为主,氨氮含量总体呈现随深度增加而增加的趋势.4个地块中,仅氮肥厂Ⅰ在最保守条件下土壤中氨氮的最高危害熵(1.54)略超可接受风险水平(1.0).氮肥厂Ⅱ和Ⅳ的土壤气和室内空气中检出氨浓度范围分别为<9.88mg/m^(3)和<0.18mg/m^(3),对室内空气质量未产生不利影响.氮肥厂Ⅰ和Ⅱ紧邻河流监测井中的氨氮浓度超《地表水环境质量标准》中Ⅳ类(1.5mg/L)标准1.05~409.33倍,氮肥厂Ⅲ和Ⅳ污染区地下水中氨氮浓度在至少4次监测结果中有轻微降低,且在下游监测井中发现硝态氮的积累.分析结果表明,4个地块在现状条件下土壤和地下水氨氮污染的人体健康风险较低,对室内空气质量影响较小.但地块地下水中氨氮是附近地表水和下游地下水环境的长期污染源,氨氮转化的硝态氮更易向下游迁移.建议今后处理氮肥企业退役地块氨氮污染时将其对地表水和下游地下水环境的污染风险纳入考虑.

基于蒙特卡罗模拟的铅锌冶炼厂周边农田土壤重金属健康风险评估

为探明铅锌冶炼厂周边土壤重金属污染程度及人体健康风险,在云南省某铅锌冶炼厂周边农田采集56个表层土壤(0~20 cm),分析了土壤中pH和重金属Pb、 Cd、 Zn、 As、 Cu和Hg的含量,对土壤重金属含量的污染程度、生态风险和概率健康风险进行了研究.结果表明,研究区土壤中ω(Pb)、ω(Cd)、ω(Zn)、ω(As)、ω(Cu)和ω(Hg)的平均值分别为4 413.93、 6.89、 1 672.76、 44.45、 47.61和0.21 mg·kg^(-1),均超过云南省土壤背景值.Cd的地累积指数(I_(geo))平均值为0.24,单因子污染指数(Pi)平均值为30.42,潜在生态风险指数(Er)平均值为1 312.60,是研究区污染最重以及生态风险最高的重金属.蒙特卡罗概率健康风险结果显示,成人和儿童的非致癌风险指数(HI)分别为2.42E-01和9.36E-01,儿童的非致癌风险超过控制值的比例为36.63%;成人和儿童的致癌风险指数(TCR)分别为6.98E-05和5.93E-04,儿童的致癌风险超过控制值的比例为86.85%;Cd和As是造成致癌风险和非致癌风险的主要因素.研究结果可为该区域实现精准风险管控和修复措施提供科学依据.

化学预氧化耦合生物降解技术修复多环芳烃污染土壤研究进展

化学预氧化耦合生物降解技术已经逐渐地应用到PAHs污染土壤修复研究过程。经研究证实,化学预氧化耦合生物降解技术能够有效地修复PAHs污染土壤。具体阐述化学预氧化耦合生物降解技术在修复PAHs污染土壤过程中化学预氧化机理、耦合技术研究现状及优缺点,并就进一步提高耦合技术对PAHs污染土壤修复效率的相关研究提出展望。

典型农药污染场地地下水中苯系物监控自然衰减研究

通过对某农药污染场地地下水中苯系物(BTEX)4年的长期监测数据进行分析,识别了该场地地下水中BTEX浓度的空间分布规律,并研究了场地地下水中BTEX的自然衰减规律.结果表明,地下水BTEX污染程度较重,浓度为0.001~180.52 mg·L^(-1),平均浓度为13.30 mg·L^(-1);BTEX浓度和污染羽面积随时间出现波动式变化,但整体仍呈逐渐减小的趋势,表明地下水中BTEX发生了自然衰减;地下水中氧化还原电位(ORP)与BTEX浓度呈显著负相关,说明研究区中BTEX高浓度区域在发生生物降解;研究区BTEX的衰减速率较小,半衰期较长,说明该场地单纯依靠监控自然衰减的修复时间将较长,需要与化学刺激等其他主动修复技术相结合以提高自然衰减效率.

典型农药污染场地地下水中氯代脂肪烃自然衰减研究

氯代脂肪烃(CAH)污染地下水在我国化工行业场地中十分普遍,严重影响场地再开发利用和周边居住人群的健康安全.监测自然衰减(MNA)修复技术是污染场地地下水修复技术中最具有效性和高成本效益的方法之一,而目前我国应用MNA技术修复污染场地还处于试点阶段,没有完整实施MNA技术的工程应用实例.以某农药场地地下水中CAH为研究对象,从CAH污染物的浓度变化、天然生物降解现状评价和衰减速率3个方面开展为期4年的CAH自然衰减修复实践研究.研究结果表明,监测井MW2-1为核心污染区,主要污染物为1,2-二氯乙烷(1,2-DCA)、氯乙烯(VCE)、氯仿、顺-1,2-二氯乙烯、1,1-二氯乙烷和氯乙烷,浓度呈波动式下降趋势,且下降趋势明显.除了MW2-1的VCE和1,2-DCA、MW2-5的VCE以及MW2-2的1,2-DCA的浓度高于风险控制值,其他点位污染物浓度均低于相应风险控制值.基于典型地球化学参数开展的微生物降解评估结果表明,该地块大部分区域微生物降解能力不足,而在污染物浓度比较高的监测点位,微生物具有显著的降解能力.地下水中CAH衰减速率范围为0.0001~0.0040 d^(-1),超标点位的VCE和1,2-DCA通过自然衰减达到修复目标所需要的最长时间分别为7.2 a和5.4 a,建议该场地需要联合化学刺激等其他主动修复技术以强化其自然衰减过程.通过持续4 a的MNA修复技术监控可聚焦高浓度污染区边界,为下一阶段采取主动修复提供基础数据.本研究将为开展MNA技术修复有机物污染场地提供技术支持和科学指导.

场地地下水中氯代甲烷烃自然衰减机制

自然衰减监控技术在农药污染场地的实践应用较少,作用机制尚不明确。为此,以农药污染场地监控自然衰减实际工程案例为基础,对地下水中氯代甲烷烃的自然衰减能力、作用机制及降解时间进行了分析。Mann-Kendall趋势检验结果表明,作为污染源的MW1-17点位地下水中的四氯化碳和氯仿随时间呈现下降趋势,在4 a内降解率分别在95%和94%以上。经计算,四氯化碳和氯仿的降解速率常数分别为0.002 d^(−1)和0.0013 d^(−1)。随着时间的延长,有充足的证据表明MW1-17点位存在微生物降解。四氯化碳与NO_(3)^(−)、DOC的相关性分析结果表明,MW1-17的四氯化碳在2016年8月—2018年12月期间以微生物共代谢降解为主,而在2018年12月以后以还原脱氯降解为主。微生物多样性的结果也表明,从2016年到2021年,地下水中微生物群落结构发生变化,逐渐向厌氧型转化,还原脱氯功能细菌丰度有所增加。

污染地块巨厚含水层典型DNAPLs运移模拟及安全利用深度评估

江苏省南部地区历史遗留化工污染地块同时存在巨厚含水层(厚度>30 m)和DNAPL类污染物,故导致再开发利用时调查和治理深度难以确定。利用UTChem模型构建地块二维地下水DNAPLs迁移模型,对巨厚含水层底板上典型DNAPLs(氯仿、1,2-二氯乙烷、四氯化碳、四氯乙烯)随时间推移的迁移扩散情况进行了模拟,并对影响其扩散范围的因素进行了探讨,基于模拟研究结果对此类地块安全利用深度进行了分析。模拟研究表明,不存在抽水井的情况下,经过70 a,含水层底板上4种典型DNAPLs(氯仿、1,2-二氯乙烷、四氯化碳、四氯乙烯)污染羽迁移范围有限,其自底板垂直向上最大迁移距离分别为16.70、16.90、15.20、7.90 m,向下游迁移距离分别为332.12、337.77、322.10、243.40 m。在存在抽水井的情况下,抽水井会显著影响DNAPLs污染羽的迁移范围。影响DNAPLs污染物迁移扩散范围的主要因素为污染物溶解度、密度、黏度、弥散度及渗透系数。本研究结果可为典型化工类型退役地块的风险管控和安全利用提供参考。