大气污染特征分析（共12篇）
大气污染特征分析 篇1
通常来讲, 如果想对城市当中的大气污染的相关问题进行有效的控制, 应该将污染的来源特征进行明确, 这主要有区域以及当地的污染源。在本文中, 根据监测以及气象方面的资料, 分析影响陕西空气环境质量贺岁平的相关因素。
1 对陕西污染源的排放与浓度影响的相关特征进行一定的分析
1.1 对网格化排放清单的建立进行分析
众所周知, 排放清单属于对大气污染来源的分析工作进行开展以及对污染进行控制规划的一个基础。在该清单当中, 主要包含三种污染物, 具体为二氧化硫、粒径小于10μm的所有颗粒物的总质量浓度 (PM10) 与氮氧化物, 总的覆盖面积达到了2000km2, 一共包含两千个网络。主要的污染源有很多, 具体为居民、机动车、电厂、锅炉、居民平房以及工业生产当中的扬尘等[1]。
1.2 对环境当中空气质量水平的模拟
在本文当中, 主要选择美国的EPA的ISCST3环境空气质量水平的模型, 主要分析了污染排放的三种污染物质, 这些物质在一定的气象以及地形之下在空气当中进行扩散、运输、干湿沉降等各个过程实现一定的模拟, 进行模拟出来的浓度属于是年日均的浓度。在该模型当中, 应该进行输入的数据主要有污染源所进行排放的具体数据、该地区的气象数据、受体点的相关信息等。利用模型进行计算能够得到网格当中所有的浓度值[1]。
1.3 对行业当中的污染排放分担率以及浓度的贡献率
根据建立的污染排放的清单与模拟模型所得出的结果, 统计分析陕西的三种大气污染物, 具体为PM10、二氧化硫与氮氧化物的排放的分担率以及相关的浓度贡献率[2]。
根据相关的研究可知, 对于PM10来讲, 该地区的主要污染源为工业与扬尘, 其中扬尘的排放占到了39%, 污染浓度的影响比例为49%, 工业的污染排放比例是27%, 排放浓度的影响是22%。对于二氧化硫来讲, 该地区主要的污染源是工业与采暖, 其中, 采暖当中的污染排放的比例为26%, 排放浓度的影响占到了48%, 工业污染排放的比例为24%, 污染浓度的影响为40%。对于氮氧化物来讲, 该地区主要的污染源是交通与工业, 其中, 交通的污染排放占到了34%, 污染浓度的影响为74%, 工业的污染排放比例为26%, 污染浓度的影响为13%。
1.4 对地区当中的污染排放分担率以及浓度的贡献率
根据建立的污染排放的清单与模拟模型所得出的结果, 统计分析陕西的三种大气污染物, 具体为PM10、二氧化硫与氮氧化物的排放的分担率以及相关的浓度贡献率。对于PM10来讲, 未央区、阎良区和临潼区属于主要的污染区, 其中未央区的污染排放为26%, 污染浓度的影响为11.7%, 阎良区的污染排放比例为20%, 污染浓度的影响达到了17.5%, 临潼区的污染排放比例为13%, 污染浓度的影响达到了43%。对于二氧化硫来讲, 未央区、阎良区和临潼区属于主要的污染区, 其中未央区的污染排放为44%, 污染浓度的影响为20%, 阎良区的污染排放比例为22%, 污染浓度的影响达到了20%, 临潼区的污染排放比例为5%, 污染浓度的影响达到了24%。对于氮氧化物来讲, 阎良区和临潼区属于主要的污染区, 其中, 未央区的污染排放为30%, 污染浓度的影响为11%, 阎良区的污染排放比例为24%, 污染浓度的影响达到了18%, 临潼区的污染排放比例为10%, 污染浓度的影响达到了41%。
2 对区域污染影响城市的环境空气的质量水平
通常来讲, 区域当中的环境污染会在很大程度上影响城市当中的空气质量水平, 同时还会关系着城市当中环境空气控制的相关规划。在本文中, 通过陕西的城市空气清洁作为参照的资料, 与当地的气象进行有效的结合, 进而来进行有效的分析, 最后得到陕西的污染浓度的结果, 之后的研究应该与卫星遥感的相关技术以及地面的监测进行有效的结合。
3 结语
综上所述, 对于陕西的研究能够说明:对于PM10来讲, 该地区主要的污染源有工业与扬尘;对于二氧化硫来讲, 该地区主要的污染源有工业与采暖;对于氮氧化物来讲, 该地区主要的污染源包括工业与交通;对于这三种污染物来讲, 市内以及周边的工业园区会严重影响该地区的环境空气质量, 应该首先考虑进行有效的控制;同时陕西周围的一些污染源也会严重影响该地区的空气质量水平, 影响最大的污染物是PM10, 因此, 陕西应该采取有效的措施来对污染物进行一定的控制。本文以陕西作为研究对象, 希望能够为类似的一些城市进行相似的研究有效提供参考。
参考文献
[1]方丽娟, 姬菊枝, 范玉波, 陶国辉.哈尔滨沙尘天气成因及其对城市大气污染的影响[J].东北农业大学学报, 2005, 9 (8) :48-50.
[2]徐冠华.乌兰浩特地区大气污染成因与防治对策研究[J].北方环境, 2011, 24 (05) :45-46.
[3]田世丽, 王博, 王丽.西北地区河谷城市大气降尘环境磁学特征及其环境意义[J].环境科学, 2011, 27 (9) :23-24.
大气污染特征分析 篇2
丹东市大气降尘污染特征分析及对策
摘要：以分析丹东市6年各点降尘监测数据资料为依据,总结出了丹东市大气降尘污染变化趋势呈逐年递减,同时总结出市内不同功能区域降尘污染为春季>冬季>秋季>夏季、交通区>居民区>工业区>清洁区的时空分布特征.作 者：吕晓佼 作者单位：丹东市环境监测中心站 期 刊：科园月刊 Journal：KEYUAN MONTHLY PUBLICATION 年，卷(期)：2010, “”(1) 分类号：X5 关键词：降尘 污染特征 分析 对策
大气污染特征分析 篇3
关键词：污水处理厂；污泥重金属；检验方法；基本特征
污水的来源主要有两个，一是生活用水，二是工业废水。这两个方面的污水富含各类重金属元素，如果不经处理就直接排放到江河或是土地中，就会导致水体污染或大地污染，严重破坏生态环境。
一、污水处理现状
根据相关统计资料显示，到2010年，我国一共有2881座污水处理厂，日均污水处理能力达到了1.23x108吨，城市污水的处理率达到了73%。从这些数据不难看出，我国城市污水处理的能力已经达到了一定水平，并且仍在稳步上升中。随着污水处理的时间慢慢累积，污泥的量逐渐增大，对污水处理工作形成了不小的影响，许多污水处理厂都面临着污泥处理的任务和压力。
根据当前的实际情况而言，污泥的处理手段主要有焚烧、投海、填埋以及土地利用等。发达国家的污泥处理主要以土地利用为主，达到了45%，其次是填埋占到了38%。而我国污泥处理主要以填埋为主，占到了62%，土地利用以及外运等手段只占到10%左右。填埋的处置方式不仅无法解决根本问题，还需投入较高的运输成本、管理成本以及土地成本，与可持续发展的思想不符。因此，需要相关思想的指导下，加强土地利用的手段处理污泥，使其能够以更科学更经济的方式得到处理，减小对环境形成的污染。
二、污泥重金属检验方法
在污水处理厂中，污泥中包含的主要离子有铅、汞、铜、锌、砷、铬、镍等。在进行污泥重金属处理的过程中，有必要对污泥成分进行检验，以便确定适当的处理方法。通常情况下，检验方法可以具体分为以下几个步骤。
（一）准备仪器和试剂
仪器和试剂是进行污泥重金属检验的重要道具，仪器一般需要质谱仪、微波消解仪、消解罐、天平、漏斗、滤纸以及容器等检验仪器。试剂一般需要浓硝酸和去离子水。
（二）进行污泥采样和预处理
采样和预处理是进行检验的关键步骤，根据检验目的而言，如果是对区域乃至全国的污泥重金属污染进行调查，那么就需选择具有代表性和区域覆盖性的污水处理厂进行污泥取样。在确定取样地点之后，还需在多点取样的原则下对污水处理工艺的多个环节进行分别取样。在取样完成后，需要利用聚乙烯袋进行封装。等污泥自然风干后碾细，准备进行预处理。预处理一般可以在消解罐中进行，将污泥样本和浓硝酸按照一定比例混入消解罐，然后在一定温度条件下进行消解程序。等到消解程序结束后，取出消解罐自然冷却，对其进行过滤，滤出溶液就可以用于实验分析。
（三）测定重金属含量
测定重金属含量是进行污泥重金属检验的核心步骤。在样本经过预处理之后，使用质谱仪对其进行质谱检测，以确定其中的重金属粒子含量。通常情况下，利用质谱仪进行含量测定时。精准度误差不得超过2%，待测样本的回收率需保证在95%以上。对各组污泥样本进行重复实验，将相关实验数据进行分类记录，以便进行后续分析工作。
三、污泥重金属的特征
（一）分布特征
根据污泥重金属检验的结果来看，其分布特征主要表现在三个方面；
第一，根据实际的测定数据可以得知，各种重金属粒子的含量在污泥中存在较大区别，彼此之间并无明确关联。通常情况下，铜和铬的含量最高，远高于其他重金属离子；铅、镉等离子的含量呈现出一定的规律性。按照取样顺序，铅、镉等重金属离子会表现出递增会递减的趋势，但是铜、铬等离子含量则比较随机，没有表现出明显的规律。重金属离子表现出的含量特征，与污水处理工艺流程不无关系。在污水处理过程中，如果对某些离子的处理工艺到位，那么该离子在处理工艺流程中就会逐步减少，进而表现出递减的趋势；而某些离子在污水处理中形态存在变化，时而处于溶液状态，时而处于污泥状态，这就导致污泥检验无法准确判断出该类离子的真实含量，往往小于真实含量。
第二，在不同的污水处理厂中，同一重金属离子的含量存在很大差异。同一重金属离子在不同污水处理厂中的含量不同，这主要是由污水来源不同引起的。污水分为生活废水和工业废水，生活废水的成分大致相当，但是工业废水由于具体生产内容和工艺存在较大差别，这就导致同一重金属离子含量存在显著差异。如：某些污水出厂的污泥中铬含量能够达到200毫克每千克，而某些污水处理厂的污泥中铬含量能低至几毫克。
第三，不同的污水处理厂污泥中各重金属离子的总和存在较大差别。某些污水处理厂的污泥中重金属离子的总含量能够达到几百毫克，而某些污水处理厂的污泥重金属总含量不过几十毫克。这之间的显著差异，主要由两个方面因素引起。一是污水来源存在差异；二是污水处理工艺存在差距。
（二）污泥处置
污泥处置是污水处理厂的一项重要工作，根据污泥重金属的检验结果以及表现出的实际特征，就可以据此确定对应的污泥处置方案。土地利用是进行污泥处置的最好方式，能够最大程度降低污染。比如，对于铅、镉等离子含量符合相关标准的污泥，就可以用于园林绿化、土地改良等。重金属离子含量是限制污泥进行土地利用的一个标准，但不是决定性因素，可以通过提高污水处理工艺，减少污泥中的重金属离子，使其符合土地利用的相关标准，进而优化提升污泥处置工作。
四、结语
污泥重金属是污水处理厂所面临的重大问题，由于存在各方面的因素，导致污泥重金属污染没有明确的可循规律。因此，需要结合实际情况对污泥重金属进行检验，根据检验结果分析其重金属离子分布特征以及来源，进而制定合理的处理方案。
参考文献
[1]姚金玲，王海燕，等.城市污水处理厂污泥重金属污染状况及特征[J].环境科学研究，2010（06）
[2]张灿，陈虹，等.我国沿海地区城镇污水处理厂污泥重金属污染状况及其处置分析[J].环境科学，2013（04）
大气污染特征分析 篇4
对于大气污染物来说, 存在明显的时空变化特征, 但单一的城市大气监测点难以实现全面监测, 尤其是大气质量相对明显的地区与时期, 一定要多增设几个监测点, 以便更好的实现大气质量监测。由于大气污染物相对较多, 这就需要做好特征污染物选取, 进而为改善大气质量奠定基础。
1 大气特征污染物监测布点选址优化方法
1.1 优化流程
在大气特征污染物监测布点选址的过程中, 可以采用的优化流程应按照三部分来完成:第一部分为相关资料的收集与整理, 主要有污染源分布、地形气象资料以及用地种类等;第二部分为联系监测布点实际情况划分好模型与子目标体系, 明确权重系数;第三部分, 构建相关模型与优化, 明确监测点布设方式[1], 其具体流程示意图如图1所示。
1.2 筛选方法
所谓的大气特征污染物实际上就是存在于生态环境中, 且具有代表性的污染物, 为更好的反映出污染程度, 也可以将环境中占有较大污染物且对人体健康有威胁的污染物作为特征污染物[2]。对于特征污染物的监测来说, 主要是从微观角度反映局部特殊污染状况, 进而从中找出具有代表性的大气环境质量污染物。
对于特征污染物来说, 常用的筛选方法为评分排序法、潜在危害指数法等, 这些方法是了解污染物毒性, 是找出适宜生态环境保护行为的重要保证, 所以, 在筛选特征污染物的过程中, 应加强与化学物质自身性质及其在环境中的残留状况之间的联系, 然后结合综合评分体系, 通过对各个化学物质进行赋分, 进而确定好化学物质排序方式。
1.3 布点方法
设置环境监测点的方式是为更好的反应与体现出环境污染状况, 现阶段应用较多的布点方法是经验法、统计法以及综合法等, 而现代最常见的方法为物元分析、系统聚类等方法[3]。尽管布点方法多种多样, 但在实际利用中或多或少的存在不足, 因此, 应做好监测布点优化。一般来讲, 影响布点优化方式的因素有很多, 而起到决定性作用的因素则是环境因子, 基于此, 在实际设计优化布点方法的过程中, 就要重视环境因子的引入。通过研究发现, 现阶段在优化布点方法中能够有效解决各种复杂问题的方式为多目标规划法, 它是运筹学中的一部分, 有利于强化给定约束条件最优, 随着它的运用能够获得真实的目标结果。
2 实证分析
监测区域位于我国南方地区, 监测范围为35km2, 涉及人口20万, 该地区拥有15家工业园区, 为实现生态城市建设, 所以, 对大气环境质量有着较高要求。尽管已经关闭了一些市内高污染企业, 但其周边依然存在一定的产业聚集区, 尤其石油化工产业依然存在。通过研究发现, 现有监测点与监测指数所体现的空气质量与公众感官与实际空气质量之间并不相符, 分析公众投诉较多的问题可以发现, 工业发展散发出来的恶臭是投诉重点, 所以, 它也成为了监测布点主要检测对象。
2.1 网格划分
为做好特征污染物的监测, 在实际监测的过程中应做好区域网格划分, 将最南端做好横轴, 将最西端作为纵轴, 以1×1的方式划分网格, 并按照一定的顺序为网格排序, 该区域共有100个网格。
2.2 环境目标计算
对于环境目标的计算主要从大气环境损失率、污染源影响程度两方面进行。首先, 大气环境损失率。由于该监测区域的恶臭问题相对严重, 所以对可能产生恶臭的区域展开了调查, 并应用综合评分法及相关评分指标 (如表1所示) , 了解该区域实际污染状况, 通过研究发现, 该区域主要存在的特征污染物有H2S、PH3、HCHO以及苯类物质, 这些都是对人体健康危害极大的气体。
在确定了以上内容以后开始监测, 每天取样5次, 然后将这些数据进行汇总, 并分析大气环境损失情况。通过研究发现, 该地区主要风向为东风, 与污染源距离的不同, 所受到的影响也不同 (如表2所示) 。
2.3 社会目标分析
由于该地区土地的主要用于学校建设、居民区建设、商业建设以及工业建设, 所以, 其分布状况如下:中间地带为学校与居民区, 东部与西部为工业区, 而主要污染源则位于东部, 该地常年以东风为主, 所以, 学校与居民区所受影响较大, 恶臭十分显著, 尽管相关部门多次进行了监测与测试, 但始终未发现有害气体超标的情况, 也没有对相关企业做严格处理, 引起了群众的不满, 所以, 这就需要选择合适的监测布点位置, 为进一步做好空气优化与处理奠定基础。
2.4 监测选址优化方式
因该地区人口聚集地处于工业区下风向, 所以, 人民常年饱受有害气体的威胁, 要了解该地区大气特征污染物, 在监测布点选址优化的过程中, 就要选择合适的监测选址优化方式, 所以在选址时, 可以将人口相对集中, 且大气环境相对敏感的地方作为主要监测点之一, 如学校、居民区, 之所以选择该地点作为监测区可以全面了解特征污染物对大气环境质量的影响, 以便为公众提供更多、更可靠的大气环境监测信息, 为保证研究效果, 在实际检测的过程中应用了多目标规划模型, 确定了约束条件。经过一系列的研究发现, 该地区的特征污染物主要有H2S、PH3、HCHO, 其中, H2S的浓度为0.5mg/m3, 比相关规定的最大浓度限值高0.3mg/m3;PH3的浓度为0.02mg/m3, 比相关规定的最大浓度限值高0.01mg/m3;HCHO的浓度为0.06mg/m3, 比相关规定的最大浓度限值高0.01mg/m3。可见, 该地区特征污染物相对严重, 所以, 应加大对工业污染源的治理, 如果不能将其关闭, 可以让这些污染较为严重的工业区转移到人口聚集地下风向, 并做好有害气体吸附处理, 将有害气体的排放量控制在大气可降解范围内。
3 结论
(1) 通过对该地区的实际监测可以发现, 特征污染物存在严重的超标现象, 而这些有害污染物则多流向人口聚集地, 所以, 相关部门应加大对工业污染区的治理。
(2) 大气特征污染物的监测并不是一项简单的工作, 尽管可以采用的监测方法有很多, 但不同的监测布点会带来不同的监测效果, 所以, 在实际监测的过程中应加强与综合环境、经济、社会等方面的联系, 做好多目标模型构建, 这样可以有效弥补注重单一环境因素所带来的不足, 这也是有效提升监测效果, 强化监测运行的有效措施。
(3) 设置好合适的约束机制, 不同的目标规划会带来不同的优化布点方式与效果, 所以, 在实际监测的过程中, 应联系实际情况构确定好监测布点选址, 只有这样才能保证监测结果准确。以本次监测为例, 之所以以往的监测并没有发现大气特征污染物存在超标的情况, 主要与监测布点选址不正确有直接关系, 在监测布点选址正确以后, 则有效提升了监测准确性, 相关部门也获得了最真实有效的大气环境污染信息。
这些都是做好大气特征污染物监测不可缺少的内容, 尤其是监测布点的选址十分重要, 所以, 在这一过程中一定要重视监测布点的选择, 只有这样才能保证监测合理, 为相关部门做出正确决策奠定基础。
摘要：工业是促进国家经济的发展的重要产业, 但随着工业化的不断发展, 也给生态环境带来了一定影响, 尤其是大量废气与有害气体的排放已经严重威胁到大气质量, 因此, 怎样做好大气特征污染物监测, 改善大气质量就成为现代最重要的工作。基于此, 本文将从大气特征污染物监测布点选址优化方法入手, 结合实际案例, 分析在大气特征污染物监测布点中应采用的选址方法。
关键词：大气特征污染物,监测布点,选址
参考文献
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[2]崔芳云, 靳朝喜.季节因素对大气环境监测优化布点的影响研究[J].资源节约与环保, 2015, 10:126+135.
大气污染特征分析 篇5
武汉城区大气汞分布特征及来源分析
汞蒸气为无色无味,比空气重7倍,通过呼吸和皮肤进入人体危害身体健康.通过对武汉城区的大气汞进行系统的采样和分析,对该区大气汞空间分布特征进行了总结,武汉市区大气汞异常分布特征为在住房密集、人口密度较大的老城区、商业区空气流动不畅,土壤中热释汞气不易扩散形成异常;工业区特别是小型工厂分布密集区,生产工艺简陋,废水、废气、废物排放不规范形成异常;铁路沿线及交通枢纽区污染严重.在各功能区中大气汞的平均含量表现为新居民区>工业区>烟尘分布区>老居民区>化工工业区.城市汞气污染主要来源为土壤释汞、工业、生产生活燃料(燃煤)、交通运输、地表水体释汞等.
作 者：项剑桥 刘刚 作者单位：湖北省地球物理勘察技术研究院,湖北,武汉,430056刊 名：资源环境与工程英文刊名：RESOURCES ENVIRONMENT & ENGINEERING年，卷(期)：22(z2)分类号：X511关键词：武汉 大气汞 来源 地球化学评价
大气污染特征分析 篇6
摘要：土壤介质被渗滤液污染后，其电学性质发生变化，可为电法探测介质的污染范围、程度及扩散动态提供地球物理探查基础。通过构建土壤污染介质模型条件，采用并行电法探测技术进行探查模拟试验，进一步分析污染介质的电性反应及其特征。试验结果表明，污染土壤导电性差异增大，电阻率测试方法可有效判识其影响范围及特征，为地下介质污染评价提供技术支撑。
关键词：土壤污染；并行电法；探查；试验
随着人们环境保护意识的不断增强，空气、水和土壤等环境污染问题越来越受到重视。同时，与人们生活息息相关的垃圾填埋、工业污水等所造成的土壤污染问题也越来越多，圈定它们的污染边界、跟踪其扩散动态，以及进行定性评价到定量诊断，也是一项重要的研究课题。以垃圾填埋场地下介质为例，其垃圾渗滤液是一种来源于垃圾与内外界水体发生物理化学等变化所生成的产物，是一种成分多样、水质复杂、污染性很强的高浓度废水。如若对此处理不善，将会对周边土壤环境造成二次污染的严重后果，因此需要对垃圾场地周边土壤介质进行测试与监测，及时掌握地下介质的污染状况。目前，应用于地下介质间接测试的地球物理类方法较多，其中同位素示踪法、地温法、地震波法、测井法、瞬变电磁法、探地雷达和电阻率法等较为常见。电阻率法是环境检测和城市垃圾调查中一种重要的物探方法，其应用面广泛，在发展过程中经历了常规电法、高密度电法和并行电法等不同阶段。目前，采用拟地震化数据采集的并行电法技术，可以获得地下介质的全空间电场数据，对介质体的探查分辨精度高。文章结合土壤介质的污染特征进行模拟试验研究，所取得的技术参数及认识可为野外环境评价探查应用提供基础。
1土壤污染并行电法测试技术
1.1测试地球物理基础
土壤污染是由于人类的活动将各种污染物带人土壤中，致使土壤重金属等含量明显高于其自然背景值，并造成生态破坏和环境质量恶化的现象。随着工业化的发展，土壤污染日益加剧，其污染来源主要有垃圾填埋渗漏、大气重金属沉降、污水灌溉、肥料和农业、采矿和冶炼等，这些污染物在土壤中移动性差，滞留时间长，大多数微生物降解缓慢，因此确定其影响的空间范围可为后续技术处理提供依据。电法勘探过程是依据土壤介质电学性质发生变化为基础，查找异常体的位置、形态、深度及大小等空间参数。对于城市生活垃圾集中填埋场的渗滤液，主要成分以阴、阳离子形式存在的无机物质，电化学性质比较活泼，易与土壤发生复杂的系列反应，打破了原有土壤在垂向和横向上电性的稳定性、规律性和渐变性，与周围原土体的电学性差异明显，具体表现为电阻率相对降低。渗滤液中含量相对较少的有机物，电学性质较多变，其中难溶于水的表现出成层现象，互溶具有活性有机物质也可引起土壤电学性质发生改变。受污染后的介质与正常介质间电性变化显著，这是进行电法探查的前提条件和物质基础。
1.2并行电法探测技术
并行电法是在高密度电法数据采集技术基础上的改进，它能完成传统电法的各种测量装置数据采集，而且能极大地提高野外勘探效率，高效丰富的数据采集与处理是系统的核心。根据并行电法数据采集方式的差异，可分为ABM法和AM法两种。AM法所采集的电位为单点电源供电下的电场，ABM法采集数据所反映的是偶极子供电情况，测线上两点A和B为供电电源，现场把布设公用N极作为电位的参照标准，其他电极为测量电极M，测试过程中没有空闲电极存在，一次测量结束后可实现高密度电法的各类装置数据需求，减小了数据采集时的系统误差。
采用并行电法探测系统，可进行试验现场的立体化布置，采集不同时刻渗漏液的电阻率影响值，进一步反演其三维立体电阻率值，实现对渗漏液流动变化范围的追踪。其中电法三维反演数据的表达式为
△d=G△m
式中：G表示Jacobi矩阵，△d是观测数据d和正演理论计算值d之间的残差向量，△m为初始模型m的修改向量。并行电法采集的数据为电场空间综合作用的参数值，也即是获得各个电极的供电电流值，自然电场、一次场、二次场测量值的大小，可通过三维电法反演软件反映地质体三维电阻率的空间分布，利于全方位观测地下介质污染状况。
2探查模拟试验与分析
2.1数值模拟试验
以重金属污染物为例，分别进行二维和三维模拟实验。其中金属污染核心区介质电阻率取1Ω·m，背景场介质电阻率取150Ω·m，多层介质设置时相互间有一定的区分度，具体设置情况依据效果作适当调整。）果层介质设置时相互要图1为不同个数污染源条件下模拟的反演电阻率剖面，图1（a）为单一污染源层状地层反演结果图，利用单极一偶极装置模拟污染源，可见低阻效应明显且收敛性较好；图1（b）为两个污染源处于多层相对高阻地层条件下的反演结果，其位置与形状收敛效果良好，反应特征与初设情况相符；图1（c）为两个污染源处于多层相对低阻地层条件下的反演结果。模拟结果表明，电法探查所设定的污染体在介质中低阻效应明显，且收敛性好，相对于周边介质易于区别。
图2为单一污染源三维污染场反演模拟结果图，污染源位于模型中心。通过三维效果，可以更加直观的看出污染源的低阻区域范围，其在不同层位的低阻异常特征有一定差别，表征利用电阻率方法进行介质污染探查具有良好的适用性。
2.2物理模拟试验
在尺寸为4.0mx2.0mx2.0m的地下沙槽进行模拟试验，其介质骨料由细沙和腐殖土构成，场地的均一性良好。根据沙土介质受到污染物渗透后引起介质物性差异，在沙土表层布置测试电极，建立平面和立体相结合的观测系统，探查和反演介质内部电性变化特征。
图3为模型场地的电极布置图，围绕着污染物注溶池共布置3条测线，其中，CX1为环形测线，呈长方形围绕在注溶液池四周，布置了64个电极，电极间距0.03 m，其中1#电极，16#，33#，48#电极分别位于长方形的四个角处，该测线为环形电透视序列；CX2跨过污染物注溶池，位于长方形对角线上，1#电极与CXl线16#电极重合，电极间距为0.03m，共布置24个电极；CX3为平行测线，与污染物注溶池侧边平行布置，电极间距0.02m，共有40个电极，利于形成立体电法测试系统。
试验前对三条测线的地电数据进行背景测量，此结果作为测区未受污染的基准值。随着硫酸铜溶液的加入，测量的结果与背景对比可确定污染液扩散过程及影响范围。数据采集时分别对三条测线进行并行电法数据，建立统一的空间坐标系进行地电场反演。图4为注液前后探测空间的三维电阻率分布图。该图以CX1测线的1#电极为系统坐标原点，向东为x正方向，向北为y正方向，竖直向下为z轴深度延展方向。图（a）表示背景测量值，表征沙槽介质环境，场地的电阻率基本上在150Ω·m以上，测量范围内沙土介质均匀；图（b）为自注溶池注入400mL硫酸铜溶液后的测试结果，其中心位置处存在相对低阻区域，且在0.18m和0.27m切片上低阻显现明显，0.18m处切片的低阻区域较大，反映出重金属离子溶液的扩散范围，但在深度和平面方向上影响范围程度存在一定的差异，呈晕状分布，分析为注入池中的重金属溶液在向外界扩散过程中与周围介质接触，降低了离子的浓度值，其导电差异突现。通过多个阶段电阻率图像的连续观测，可实时反映重金属离子溶液的扩散动态。根据电阻率变化情况，以20Ω·m以下阻值为重金属离子污染区域，确定在x方向上0.18～0.22m，z深度-0.10m以上为溶液扩散区域。
图5为污染物注入后两组不同扩散范围的电阻率分布图，该切片沿CX2线进行切片。图5（a）为注入少量溶液后测试结果，图5（b）为注入400mL溶液后的图像。污染物的扩散在横向0.23～0.47m、深度-0.18m以上电阻率值低于20Ω·m，这部分区域受到重金属离子溶液的渗透。据此可以观测硫酸铜溶液沿着测线平面内不同方向的运移特征，其探查效果良好。
3结论
1）数值和物理模拟结果表明，并行电法测试技术可对垃圾渗滤液污染进行有效检测，其试验效果良好，既有常规电法圈定污染场空间位置的能力，也可进行多状态跟踪探查，可用于现场实地探测与推广应用。
2）三维立体成像及电极电流时间变化结合使用，可进行渗滤液浸润面上和垂向扩散特征分辨，具有时空控制的全面性。但其判识的电阻率具体标准需结合不同场地的介质特性进行试验加以确定。
褐煤提质废水污染特征分析 篇7
褐煤提质加工就是要去除褐煤中的部分水分、灰分等非有效成分, 达到提高发热量及褐煤使用效能、减少运输成本的目的。这一过程中伴随有大量废水产生。目前, 对于褐煤提质加工过程中废水的污染特性及特征污染物的研究鲜有报道。本研究详细分析了洗选蒸脱法褐煤提质技术产生废水的污染特性, 在常规分析的基础上鉴定了废水中的特征有机物, 为褐煤提质废水处理技术的研发提供科学有针对性的理论依据。
1 材料与方法
1.1 废水来源
本研究中褐煤提质废水取自于洗选蒸脱法褐煤 (源于内蒙古自治区) 提质工艺 (图1) 。该工艺由浸出预处理、脱水以及调质3个过程组成。浸出预处理是利用蒸脱过程产生的高温废水和闪蒸废汽, 对原煤进行浸出和洗涤, 去除原煤中的细小粉尘、灰分等杂质, 对原煤进行预热和品质调节。脱水主要利用中压过热蒸汽对原煤进行脱水, 以去除原煤中的内水和表面水, 同时改善原煤的物理结构。调质主要对蒸脱成品煤进行进一步冷却, 同时去除其中的细小粉尘, 并且使成品煤的水分更加均匀。采用上述工艺对褐煤进行提质加工后, 煤水分可降低到5%~12%, 灰分去除率达到10%~30%, 热值提高45%以上, 褐煤能量转化效率提高30%以上, 单位能源运输量减少50%左右。
为了建立高效、稳定以及出水水质安全的褐煤提质废水处理技术体系, 本研究对其物化指标、重金属离子以及有机物质进行了分析检测。褐煤提质废水污染物主要产生于浸出预处理和脱水两过程, 在这两个过程中褐煤的结构和性质发生改变, 大量有机污染物及重金属离子溶解于废水中, 故本次收集提质废水冷却水池、蒸脱池的水样进行检测。同时, 为了详细分析褐煤提质废水的有机物污染特征, 在收集了提质废水冷却水池、蒸脱池水样的基础上对蒸脱池排水过程中产生的泡沫也进行了收集。考虑到蒸脱池废水可回用于预处理工艺, 因此, 本研究仅进行了冷却池水样常规污染指标的检测。
1.2 废水样品保存方法
采集的样品根据待测项目的不同而采取适当的保存方法。其中, 用于测定化学需氧量 (CODCr) 、氨氮 (NH4+-N) 的样品需加入H2SO4, 调至p H=2, 贮于4℃藏备用;用于测定重金属离子的样品按1∶100的比例加入浓HNO3酸化后贮于4℃冷藏备用;用于测定氰化物的样品采样后需立即加氢氧化钠固定[5]。
1.3 仪器设备
QP-2010型GC/MS (日本SHIMADZU) ;BODTrakTMⅡ生化需氧量 (BOD) 分析仪;752型紫外可见光分光光度计 (上海光谱仪器有限公司) ;DDS-11A电导率仪 (上海雷磁仪器厂) ;p H-3C型数字p H计 (上海雷磁仪器厂) 。
1.4 分析方法
1.4.1 预处理方法
依据《水和废水监测分析方法》第4版 (国家环保局, 2002) , 本研究根据待测项目的不同, 对采集的水样采用不同的方法进行预处理, 处理方法如下:
生化需氧量 (BOD5) 的测定, 需将水样p H调至近于7, 稀释后进行测定[5]。测定氨氮时需采用蒸馏法对其进行预处理, 调节水样的p H使之在6.0~7.4的范围内并加入适量氧化镁[5]。对氰化物的测定需加入酒石酸和硝酸锌, 在p H为4的条件下加热蒸馏[5]。
选取原子吸收法测定重金属离子时需对样品进行消解, 对镉、铜、铅、锌四种重金属离子的水样消解方法为:取100 m L水样于200 m L烧杯中, 在电热板上加热消解, 蒸至10 m L左右, 加入5 m L硝酸和2m L高氯酸继续消解, 直至1 m L左右[5]。测定铁、锰时, 每100 m L水样加5 m L硝酸于电热板上在近沸状态下蒸至近干, 冷却后重复操作一次加盐酸溶洗[5]。
有机物质全分析时, 水样需经液—液萃取后进行气相色谱—质谱联用 (GC/MS) 检测。萃取方法:取三份经0.45μm滤膜过滤的水样10 m L, 一份不调p H值, 其余两份分别调节至p H为2和12, 对这三份水样分别加入二氯甲烷各萃取3次[6]。合并上述三种p H值水样萃取得到的各有机相, 进行真空干燥, 直到液相消失, 加入乙酸乙酯1 m L, 供GC/MS分析用。
1.4.2 水样分析测试方法
化学需氧量 (CODCr) 、生化需氧量 (BOD5) 、氨氮和硝酸盐氮等常规污染指标的检测采用国家规定的标准方法 (《水和废水监测分析方法》第4版, 国家环保局, 2002) ;Cd、Cu、Pb、Mn、Zn、Fe等金属离子采用原子吸收法 (GB—7475) 在特定波长下测定;有机物质全分析采用GC/MS方法。
2 结果与讨论
2.1 褐煤提质废水的常规污染指标分析
褐煤提质废水 (冷却水池) 的p H、COD、BOD5、NH4+-N、NO3-N、SS、油类、挥发酚、氰化物等常规指标的检测结果见表1。同时将综合污水第二类污染物排放标准的限值列于表1中[7]。
由表1可知, 褐煤提质废水中CODCr、BOD5、NH4+-N、挥发酚等指标均远远超出第二类污染物排放标准, 其中CODCr、BOD5超标近20倍。化学需氧量 (CODCr) 反映了污水受还原性物质污染的程度, 污水中还原性物质主要包括有机物、亚硝酸盐、亚铁盐、硫化物等。本研究中褐煤提质综合废水的CODCr值高达2 807.14 mg/L, 说明废水中含有大量的还原性有机污染物, 同时褐煤矿中大量硫元素提质加工的废水中经过转化以硫化物形式存在也是其CODCr值较高的重要原因之一。由于该废水的BOD5/CODCr<0.25, 可生化性较差, 属于难生化处理废水, 综合GC/MS分析结果可知, 废水中存在大量对微生物有毒或抑制其生长的有机物, 鉴于以上性质, 该类废水需要选择较为先进的废水处理工艺才能实现其高效、稳定地达标排放[8]。废水中氨氮浓度较高, 使得C/N值低, 缺少磷源, 微生物营养不足, 不经处理排入水体会引起水体的富营养化[9]。大量的酚类物质及氰化物的存在使得褐煤提质废水具有有毒、高污染的特点, 此类废水必须经过严格的处理工艺才能排放到环境中。
2.2 重金属离子成分分析
重金属是最主要的水体污染物, 由于重金属的不可降解性, 且易在生物体内富集, 所以水体中极低的重金属污染都可以造成环境生态风险。由于原煤中含有重金属成分, 在褐煤提质加工的过程中会有一定量重金属离子存在于废水当中。对褐煤提质加工废水几种典型重金属离子的含量进行检测, 结果见表2。
由表2可知, 冷却池及蒸脱池内重金属成分的浓度均低于国家规定的污水综合排放标准 (GB—8978) , 处于安全范围, 后续水处理工艺可以忽略重金属成分本身的环境影响, 排放入水体中不会引起水环境重金属的污染。重金属离子浓度较低的原因可能是少量重金属粘附在废水中的悬浮颗粒上, 在褐煤洗选的过程中被滤掉。由于褐煤矿中含有Fe2O3成分, 因此, 其提质加工的废水中有一定量的Fe3+存在, 含量明显高于其他重金属离子, Fe3+存在同时也是褐煤提质废水色度较大的可能原因之一。
2.3 褐煤提质废水有机组分分析
有机物种类的GC/MS分析结果见表3。根据有机物总离子流图中色谱峰与保留时间确定有机组分, 并将各种有机组分进行分类比对, 得到九种有机污染物类型。
在褐煤提质加工过程中, 冷却池、蒸脱池及其表面泡沫中的有机污染物相对于无机污染物而言具有含量少、成分复杂的特点。检测出的绝大多数有机污染物属于持久性难降解有机物, 即使达标后排放的出水仍然会对环境造成危害[10]。此外, 褐煤提质过程中不同工艺段产生的有机污染物种类和含量差异较大。检测出的有机物主要有酮类、酚类、醇类、酯类、萘、菲、长链烷烃、苯及苯的同系物等。
冷却池中检测出的有机物种类最多达37种, 主要为酚类及长链烷烃, 蒸脱池及其表面泡沫分别检出29和21种, 主要为酮类、酚类、萘。其中冷却池和蒸脱池中的2, 4-二甲基苯酚, 蒸脱池及其表面泡沫所含多环芳烃 (PAHs) 萘和菲, 属于美国环保局EPA和我国认定的环境优先控制污染物。三处废水样品有机物中酚类物质种类最多, 包括苯酚、间甲酚、甲氧基酚等, 这些酚类大多隶属POPs范畴, 具有高毒性以及具有致畸、致突变、致癌的“三致作用”, 这种毒性还会抑制生物处理过程中的生物活性, 给生物处理带来更大的难度[11]。由于褐煤矿中含硫组分的存在, 蒸脱池及其表面泡沫中检测出了多分子杂环环八分子硫的存在, 由于本工艺蒸脱废水和废气的回用, 在这一过程中可能导致环八分子硫结构的破坏, 因此, 在冷却池废水中未检测到此物质。
3 结论
洗选蒸脱法褐煤提质工艺废水污染成分的分析表明, 褐煤提质废水中的第一类污染物重金属离子浓度低于国家规定的地表水质量标准, 经过适当处理后排放到水体不会引起重金属的污染。但CODCr、BOD5、NH4+-N、挥发酚等常规指标远远高于污水排放标准。由于褐煤提质废水中有机物浓度高、组分复杂、难降解物所占的比重大, 使得该废水具有组成复杂、污染物种类多、有毒难降解的特点, 因而加剧了褐煤提质废水的处理难度。只有根据褐煤提质废水污染特征, 建立科学的褐煤提质废水处理技术体系, 采用先进的污水处理工艺, 才能实现褐煤提质废水的达标排放。
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恶臭污染评定特征及分析方法简述 篇8
关键词：恶臭监测,评定特征,三点比较式臭袋法,动态测试法
恶臭是某种物质通过空气介质作用于人的嗅觉, 通过感知思维分析判断的各种异味的总称。由于恶臭对人类的呼吸系统、神经系统和消化系统的严重危害, 已经成为继大气、水质、土壤、噪声、振动以及地面下沉之后的第七大公害。随着我国工业化进程的大幅加快, 以及人们对周围环境保护意识的提高, 使得恶臭污染投诉事件逐年递增, 已经成为仅次于噪声投诉的第二大环境投诉内容。
由于恶臭本身是以人的嗅觉感知作为判断标准, 且具有非单一性, 受恶臭物质本身的性质以及外界环境条件影响较大等特点, 而且多数恶臭物质的嗅阈值较低, 这就使得如何选择恶臭污染评定特征以及分析测试方法的选用成为保障恶臭监测工作准确性的首要条件。
1 恶臭污染特征
作为大气污染的一种形式, 恶臭具有大气污染物的一些特点, 如以空气作为传播介质, 通过呼吸系统对人体产生影响等。同大气污染特点不同的是恶臭是人通过某些判断或者描述性的词汇来表达, 而不能用数字或其它的方式来表示成某种量化值。恶臭污染特征主要表现在以下方面:
1.1 成分复杂性
生成恶臭的物质来源往往很多, 并不是由单一物质产生, 而是以多种混合物的形式存在, 这就使得恶臭污染物的分析工作存在一定难度, 即使用色谱色质联用技术对其各个成分进行定性和定量, 也不能完全代表人类嗅觉对该种恶臭物质的感受情况。
1.2 多种成分相互作用
由于恶臭污染物的非单一性, 也就导致其各个组分之间存在相互作用的可能性。例如, 某种物质在单独存在时, 可能产生的臭气较弱或不易被人感知, 但是和另一种或多种物质混合后会产生较强的臭气;反之, 某种臭气很强的物质, 和其它一种或几种物质混合后, 会使臭气浓度大大降低。这两种情况也称为物质的叠加和消减作用。
1.3 恶臭物质浓度的影响
恶臭物质的浓度受人的主观感受程度影响, 并不是恶臭物质浓度越高, 人的感觉越强烈, 二者并不存在线性关系。有些恶臭物质 (如吲哚) 在高浓度时有令人反感的气味, 而在合适的低浓度时却产生某种令人愉悦的香味。因此, 对恶臭污染物质进行评价时, 不能只参考物质种类, 要将物质种类与其浓度结合起来, 共同作为评价恶臭污染物质的依据
1.4 环境条件的影响
恶臭污染具有很强的时间性和空间性, 而且与气象条件密切相关, 主要受风力因素影响, 因此, 恶臭采集工作进行前, 需要对周围气象、建筑等环境条件作整体分析, 以确定正对的监测点位。
2 恶臭污染评定特征
2.1 嗅觉阈值
嗅觉阈值包括可以嗅觉气味存在的感觉阈值和能够定出气味特性的识别阈值, 在日常监测工作中, 通常使用的是感觉阈值。嗅觉阈值的标准为在特定的化学浓度下, 50%的人能够察觉气味, 另外50%不能察觉气味。它可以从化学分析结果 (化学浓度) 和嗅觉仪测定结果 (臭气浓度) 计算出来。
2.2 臭气强度
臭气强度是人们对臭气嗅觉感受程度的一种描述, 一般分为几个级别。用恶臭强度评价恶臭污染程度, 是一种简便的感官测量方式, 特别适用于突发性恶臭环境污染事故的应急监测。世界各国对恶臭强度的分级数量也有不同, 例如美国采用8级分类, 欧洲等国家采用7级分类, 而日本和我国采用6级分级制, 见表1。
2.3 臭气味质
臭气味质是一种气体的描述特征, 可以将一种恶臭与其它恶臭的不同区别出来, 这种描述并不具有直观性和统一性。例如硫化氢在20μg/L以上时能感觉到臭鸡蛋气味;氨气可以通过与其它的一些已知气体比较或者使用一些描述性词语而区别出来。
2.4 臭香值
臭香值也称愉快或不愉快度, 是人们对一种气味感觉到愉快或不愉快的程度[1]。臭香值具有很大的主观性, 由嗅辨员根据其经验和对恶臭的记忆作为参考尺度来确定。
3 恶臭物质测定方法
3.1 仪器测定法
恶臭的仪器分析法是利用科学仪器检测恶臭的组成成分和浓度等因素的分析方法[2]。由于恶臭物质的非单一性, 因此必须借助各种化学分析仪器, 目前常用的有:紫外-可见分光或光度计、气相或高效液相色谱仪以及气相色谱-质谱联用仪等。在我国目前已经颁布的国家或行业标准中, 需要相关仪器分析测定的有8种恶臭受控物质, 见表2。使用仪器分析恶臭, 分析费用较高, 分析周期较长, 其分析结果无法与相关的环境管理标准直接挂钩[3]。
3.2 感官测定法
感官测定法也可以成为嗅觉测试法, 因为恶臭物质的最基本属性就是具有“气味”, 这种“气味”通过刺激人的嗅觉, 使人体感到不适, 产生不愉快的情绪, 甚至出现恶心、呕吐和呼吸障碍等情况, 严重影响人类的正常生活。嗅觉测试法由于其具有不受恶臭污染物多组分特征和浓度影响, 且能够较为准确的反映出人类对于该种恶臭污染物感受的优点, 长期以来作为大部分国家和地区监测恶臭物质的首要方法。
嗅觉测试法根据对臭气稀释方法的不同, 分为静态测试法 (三点比较式臭袋法) 和动态测试法。二者不同在于前者采用人工进行臭气样品稀释, 而后者采用的是嗅觉仪的气体自动稀释系统进行连续稀释。
3.2.1 静态测试法 (三点比较式臭袋法)
《空气质量恶臭的测定三点比较式臭袋法》 (GB/T14675-93) 是我国目前唯一的恶臭嗅觉测定标准, 在日常的恶臭监测工作中应用较为广泛, 它是在日本的六级臭气强度基础上结合我国情况改进而来的, 方法中规定“该标准适用于通过不同形式排放的各类恶臭气体样品和环境空气样品臭气浓度的测定”。
三点比较式臭袋法测定恶臭气体浓度的原理是先将三只无臭袋中的二只充入无臭空气, 另一只则按一定稀释比例充入无臭空气和被测恶臭气体样品供嗅辨员嗅辨, 当嗅辨员正确识别有臭气袋后, 再逐级进行稀释、嗅辨, 直至稀释样品的臭气浓度低于嗅辨员的嗅觉阈值时停止实验。
3.2.2 动态测试法
随着动态嗅觉仪的研发与不断改进, 它测定恶臭污染物的灵敏度、准确度和精密度也不断提高, 这就大大促进了对于恶臭污染物动态测试法的发展, 使得越来越多的国家和地区采用此方法作为恶臭监测的标准方法之一。在日本, 经过三十年的实际使用, 专业人员已经意识到现代的动态嗅觉仪可以进一步改善测试结果, 其结果标准方差甚至优于三点比较式臭袋法的结果标准方差。
嗅觉计是利用人的鼻子测定臭气浓度的气体动态稀释仪器, 自1886年发明了首台动态嗅觉测定仪, 至今已有百余年的历史。目前, 最成熟的动态嗅觉标准为《空气质量—动态嗅觉计测定臭气浓度》 (EN13725:2003) , 是欧洲研究人员经10年研究于2003年4月制定颁布, 该标准规定动态嗅觉计为恶臭样品测定仪器。澳大利亚、新西兰、美国、德国等国执行的标准, 与欧洲标准基本一致。
动态嗅觉测量仪具备进行自动校准功能, 以保证气体稀释可实现精确性、可重复性, 具备自动清洗系统, 可在分析过程中消除交叉污染。稀释倍数在2-128000倍之间, 测试过程与三点比较式臭袋法基本相同:
臭气样品被采集在采样袋中, 并被密封在压力容器中。样品混合了无气味的空气。稀释比通过一系列通过数字式精确运动的针管来调节, 已稀释的臭气被释放到嗅辨杯中, 由6名嗅辨员对杯子中的气体进行嗅辨实验, 鉴别哪只杯子中有味, 并将其判定结果记录下来。然后经过数理统计的方法, 计算气体的臭气浓度。
3.2.3 ICH等级评估方法
该方法起源于澳大利亚, 目前正在逐步开发应用中, 主要用途为追溯排放源。ICH其中的I为气味强度 (Intensity) 、C为气味特征 (Character) 、H为气味厌恶度 (Hedonic tone) , 气味强度指标沿用德国标准体系, 采用7级分类法, 气味厌恶度采用9级分类, 气味特征分为8大类, 每大类下又分为7-8种小类, 总计60小类, 具体指标情况见表3。
实验具体过程包括强度实验、厌恶度实验以及气味特征实验三部分。首先进行强度实验, 实验室内部选择6名嗅辨员对未经稀释的气体样品直接进行嗅觉实验, 得出等级数值, 取其算术平均值作为监测结果。然后进行厌恶度实验, 6名嗅辨员对未经稀释的气体样品直接进行嗅觉实验, 得出等级数值, 取其算术平均值作为监测结果。最后进行气味特征实验, 6名嗅辨员对未经稀释的源样品气进行嗅觉实验, 记录其气味特征, 然后进行特征相似性判别实验, 每组样品2个, 一个为稀释样品, 一个为纯净空气, 筛选哪个与源样品气味特征相似, 并作记录, 同样的实验重复3次, 共得出18个监测结果, 进行统计。
统计结果中, 11个以上结果为样品不相似, 可终止实验, 得出样品不相似的结果;如11个以上结果为判断不清, 继续实验, 重复实验5次, 共得出18个监测结果, 进行统计, 18个以上结果为样品不相似, 可得出样品不相似的结果。该方法通过环境样品与源样品相似性分析, 实现排查恶臭污染源的目的。
3.2.4 电子鼻技术
电子鼻是由多个不同选择性的气敏传感器和适当的模式识别方法组成的具有识别单一和复杂气味能力的装置。1961年, Moncrieff制成机械式的气味检测装置, 这是首台实际意义上的电子鼻, 至今国内外对电子鼻的研究正在逐步深入。
电子鼻基本结构包括下面3个部分:气体传感器阵列、信号预处理单元、模式识别单元。电子鼻典型的工作方式为:利用内置真空泵采集气体样品, 与气体传感器阵列接触, 使气体物质与传感器活性表面材料发生瞬间反应, 响应信号被记录并传送至信号预处理单元, 进行分析, 结合模式识别单元储存的大量物质特性信息和专业的识别技术, 进行比较鉴别, 以确定气味物质类型或气味类型。
目前, 国内外在酒类、饮料、乳制品、水果、肉类、粮食、茶叶、卷烟等方面都有应用电子鼻技术的成功范例, 代表性电子鼻产品有法国Alpha-MOS的FOX、美国Cyranosciences公司的Cyranose等。电子鼻技术的局限性在于传感器具有选择性和限制性、监测环境的温度、湿度对结果影响比较大。
4 结语
结合恶臭污染物质的特点, 分析比较了目前国内外常用的几种恶臭污染评定特征以及测定恶臭物质的不同方法。在恶臭监测过程中选择适宜的恶臭污染评定特征以及分析方法是保障恶臭监测工作准确性的首要条件, 也为恶臭污染的治理工作提供数据支持。
参考文献
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洪泽湖西部湖滨水质污染特征分析 篇9
1 分析监测及评价
1.1 采样点位与监测项目
在洪泽湖西部湖滨共布设9个采样点, 基本上覆盖了整个研究区域, 能有效揭示该区域水质状况, 采样点位空间布局见图1, 采样点布设情况见表1。
水样采集方法按水样采集规范进行, 每个监测断面设左、中、右三条采样垂线, 采集水面下0.5 m深处水样。按水期进行监测, 每个水期采样2次, 初始数据处理采用多次监测数据的平均值。2010年洪泽湖西部湖滨常规监测数据见表2。
1.2 样品分析测试方法
实验室测定的项目有TN、TP、BOD5、CODMn、COD、NH4+-N。CODMn采用GB 11892—89规定的方法;TN、TP采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法和钼酸铵分光光度法;COD采用重铬酸钾法;NH4+-N采用纳氏试剂比色法;BOD5采用稀释与接种法。
1.3 评价方法
以GB 3838—2002《地表水环境质量标准》为标准, 根据应实现的水体功能类别, 对洪泽湖西部湖滨水质监测结果进行评价。评价方法如下:
单因子标准指数法:G=Max G (i)
式中:G (i) ———i项污染物的水质类别。
式中:ci———i项污染物年均值;
c———i项污染物的评价标准;
Pi———i项污染物的污染指数;
n———参与评价的污染物项数;
P———综合污染指数;
———综合污染指数 (均值型) 。
其中, 溶解氧污染指数计算方法如下:
水质污染程度划分依据详见表3, 在采用同一种类别标准进行同类水域水质评价时, 用此标准计算综合污染指数, 划分水体污染程度相对等级。
2 结果与分析
2.1 洪泽湖西部湖滨水质现状
地表水评价通常采用单因子标准指数法和综合污染指数法两种。单项水质参数评价是将每个污染因子单独进行评价, 该方法能客观地划分水质类别和主要污染物, 清晰地判断出主要污染因子。综合污染指数法评价可反映水体受污染的程度。为此, 采用单项水质参数评价方法和综合污染指数法对洪泽湖西部湖滨水质监测结果进行评价, 水质污染程度划分依据详见表3。评价结果见表4。
评价结果表明, 洪泽湖西部湖滨各采样点在枯、平、丰水期水质总体上为Ⅳ~Ⅴ类, 9个采样点中仅有成河乡北和老汴河河口2处采样点的水质达到Ⅳ类, 其余采样点水质均为Ⅴ类, 劣于其执行的Ⅲ类水质标准, 主要超标因子为氨氮、总磷、总氮、COD。所有采样点的综合污染指数均位于1.01~1.31之间, 水体污染程度为重污染。从单因子超标倍数来看, 总氮和总磷超标情况最为严重, 是影响洪泽湖西部湖滨水质达标的主要污染物。枯水期, 仅龙集乡北和成河乡北2处采样点水质达到Ⅳ类, Ⅴ类水质占总采样点数的77.8%。平水期, 仅有成河乡西和成河乡北2处采样点水体水质达到Ⅳ类, Ⅴ类水体水质占总采样点数的88.9%。丰水期, 仅有成河乡北1处采样点水体水质达到Ⅳ类, Ⅴ类水体水质占总采样点数的88.9%。9个采样点各水期水质均劣于其执行的Ⅲ类水质标准。
从污染程度来看, 枯水期龙集乡北、成河乡西、成河乡北以及老汴河口水质污染程度为中等, 但仍未达到Ⅲ类水质标准要求。平、丰水期各采样点水体水质总体上均处于重污染水平, 单因子总氮超标倍数最大达到750%。总体来看, 洪泽湖西部湖滨枯水期水体水质优于平、丰水期。这是由于平、丰水期降水量大, 加上上游河流分洪, 将上游污染带入湖区, 从而导致洪泽湖西部湖滨枯水期的水体水质优于平、丰水期。
上述分析结果表明, 洪泽湖西部湖滨水体水质在枯、平、丰水期具有以下特点: (1) 枯、平、丰水期均为Ⅴ类, 水体污染严重, 已失去其相应的地表水环境功能, 氨氮、TN、TP、COD为主要超标因子。 (2) 平、枯水期水质总体上略好于丰水期, 但均表现出有机污染严重和氮、磷的超量累积现象。这种情况与丰水期降水量大, 面源污染和入湖河流携带大量的污染物进入湖区有关。
2.2 营养因子季节变化特征
从表2中有机污染物浓度季节变化特征看出, 各采样点有机污染负荷量分布明显不均。从水质标准来看, 在各个水期内, BOD5、COD和CODMn浓度均已超出Ⅲ类水质标准。CODMn作为有机污染的指标, 当其超过4 mg/L时, 表示水体受到有机污染[5]。洪泽湖西部湖滨在枯、平、丰水期各采样点CODMn浓度均值高于4 mg/L, 且丰水期显著大于平水期和枯水期, 表明洪泽湖西部湖滨受到有机污染的严重影响, 污染程度的大小与水期密切相关。一般来说, 平、枯水期的水质能反映出由于点源污染造成的污染程度;而丰水期的水质情况则主要反映出了非点源污染的强度[6]。从污染指标COD和CODMn来看, 各采样点COD和CODMn丰水期浓度显著高于枯水期和平水期, 说明洪泽湖西部湖滨COD和CODMn主要可能是由非点源污染带来。
从氮、磷浓度季节变化特征来看, 丰水期TP的浓度普遍高于平、枯水期, 表明TP主要来自于非点源污染, 而工业污染是造成磷污染的主要因素;枯水期TN浓度显著高于平、丰水期。从浓度变化方面来看, TN的含量范围在0.9~7.5 mg/L, TP的含量范围在0.06~0.27 mg/L, TN浓度均显著高于TP浓度, 这说明TN是导致洪泽湖西部湖滨湖体富营养化的主要因素, TP是导致富营养化的次要因素。一般认为, 当水体中TN浓度达到0.3 mg/L、TP超过0.02 mg/L时, 水体存在发生富营养化的风险[7];N/P对藻类的暴发性生长具有重要作用, 当水体中N/P<7, N将限制藻类的生长, N/P在8~30为适合藻类生长范围, N/P>30, P将成为藻类生长的限制因子[8]。从表2中可以看出, 各采样点在枯、平、丰水期TN、TP含量均高于上述限制值, 3个水期N/P的范围在6~83.33之间, 绝大多数在8~30之间, 表明水体N/P较适合藻类的生长, 容易发生水体富营养化, P为洪泽湖西部湖滨水体富营养化的主要限制因子。
水体中叶绿素a浓度是水质参数的重要指标, 经常被用于估测藻类及其他浮游生物的生物量和初级生产力, 也是指示水体富营养化程度的关键参数。根据OECD富营养化单因子 (Chl-a) 评价标准 (Chl-a<3 mg/m3为贫营养;3mg/m3≤Chl-a<11 mg/m3为中营养;11mg/m3≤Chl-a<78 mg/m3为富营养;Chl-a≥78 mg/m3为严重富营养) , 从表2可以发现, 在时间分布上洪泽湖西部湖滨叶绿素a含量均较低, 但差异较大。枯水期叶绿素a较低, 平均浓度为1 mg/L左右。随着气温的升高, 叶绿素浓度开始显著增长, 在平、丰水期浓度增长了1倍多, 但各个时期叶绿素的浓度均未达到富营养化水平。主要原因是洪泽湖为过水性湖泊, 径流量大、流速较快, 换水率高, 虽然湖水中总氮、总磷的浓度已达到较高的水平, 但不利于藻类等浮游植物的繁殖生长。
上述分析结果表明, 洪泽湖西部湖滨营养物质负荷较大, 特别是氮、磷物质, 其浓度已达到湖泊水库的富营养化控制标准, 它们的浓度与国内已发生富营养化现象湖泊的氮、磷浓度相近, 甚至偏高, 存在着水体富营养化的重要的物质条件。但从浮游植物的优势种群、TSI指数、底栖动物监测结果和GBI指数来看, 主要为浮游植物绿藻和黄藻, 显示营养状态为中-富营养类型, 但生物密度不高, 呈贫-中营养型;除成河乡北属中营养外, 其它采样点的叶绿素a的营养状态TSI指数均属贫营养型;优势种为软体动物, 只有2个点出现少量寡毛类, 这表明水质较好, 湖泊为中营养型或中-富营养型, 也显示水质呈清洁至轻污染状态。因此, 虽然洪泽湖西部湖滨营养盐总磷和总氮的含量较高, 但从生物学角度看并没有达到全面富营养化的程度。
2.3 营养因子空间变化特征
从表2可以看出, 洪泽湖西部湖滨各采样点水质存在空间分异性, 并均存在COD、TN、TP浓度严重超标的现象。有机物污染和TN污染最为严重的区域均出现在河流的入湖口, 即河流与湖泊的交汇处, 其中以徐洪河河口污染最为严重, COD年均浓度高达30.87 mg/L, 其次为老汴河口和濉河河口。很明显, 河流入湖口的水质与入湖河流的水质密切相关, 河流入湖口的采样点性质上是属于河流入湖口与湖泊的过渡水域, 在湖流以及污染物的扩散上, 该点性质具有离群性。敞水区 (成河乡中附近) TP浓度普遍高于各入湖口, 敞水区受到湖流影响大, 洪泽湖作为浅水型湖泊, 该采样点富营养化程度也较大。成子湖水面围网养殖较多, 湖区水草稀少, 为相对封闭的湖湾, 吞吐流弱, 湖水交换慢, 导致龙集乡北采样点有机污染物和氮、磷浓度普遍高于敞水区。有机物污染最轻的区域为成河乡北采样点, 年均浓度20.95 mg/L, 但仍超出规定的标准浓度限值。
在濉河河口枯、平水期氨氮浓度大于丰水期, 其它采样点氨氮浓度随季节变化差异明显。TN、TP、COD和CODMn浓度在各采样点呈现出明显的季节性变化特征, COD和CODMn浓度平、枯水期小于丰水期;濉河河口、老汴河河口和徐洪河河口3个河口采样点在平、丰水期TN浓度显著低于枯水期, 而其它采样点表现为平水期浓度低于枯、丰水期;TP则表现出枯水期浓度小于平、丰水期。总体来看, 枯水期洪泽湖西部湖滨污染因子空间分异性相对较大, 平水期、丰水期的空间分异性相对较小, 这种现象是由于洪泽湖平水期、丰水期水位高于枯水期, 5~9月间又是洪泽湖洪峰最高和农用水用量最大的季节, 湖泊水质的空间分异性受到强烈干扰, 此时湖水流动加快、混合加剧, 导致平水期、丰水期空间均衡化。
值得注意的是, 各采样点均存在一个明显的特征, 即7月份各污染因子的浓度显著高于其它月份, 而在9月份最低, 这种差异导致各采样点丰水期污染因子浓度偏低, 甚至小于枯水期, 这种现象很显然与调洪因素密切相关。5月份为蓄水期, 以满足农业用水的需要, 而7月份为各入湖河流的泄洪时间, 河流上游大量污水在这个时期进入湖区, 导致7月份污染因子浓度显著升高。7~9月份又为降水期, 大量雨水冲刷将面源污染也一并输入湖内, 此时湖体流速加快, 扰动作用加强, 对污染因子表现为稀释作用, 所以导致各采样点9月份污染因子浓度偏低。
从N/P来看, 各采样点的N/P均在10~40之间, 表明湖区水体N/P较适合藻类的生长, 容易发生水体富营养化。影响各采样点N、P污染水平的因素不仅与上游来水、区域污染物排放有关, 而且还受到雨情和水情影响。另外, 频频发生的支流污染事故, 致使水体中的水生生物遭到破坏, 大大地消弱了湖体对含氮、磷污染物的净化能力。这些均对湖区水体中N、P含量产生一定的影响。要想控制湖区的富营养化进程, 关键在于控制氮、磷的污染负荷, 包括外源和内源, 其中对外源输入的控制是关键。Chl-a浓度的空间分布存在显著差异, 主要表现在各河口Chl-a浓度高于敞水区, 表明各采样点水环境条件及生物量的增减状况有一定差异。
2.4 营养因子空间相似性分析
为分析营养因子对各采样点水体影响程度的相似性, 采用欧式距离和最短距离法, 将9个采样点的CODMn、BOD5、氨氮、COD、TN、TP、Chl-a 7个水质成分含量采用系统聚类分析。聚类分析是使用一定的相似距离测度方法不断把性质最接近的2类合并成更大的类, 基本原则是使同一类中个体差异最小, 不同类别之间差异最大。聚类结果见图2。
根据污染物含量的不同, 9个采样点可分为4类。濉河河口和临淮乡分别自成一类, 其中临淮乡COD、CODMn和BOD5的年均值较高, 有机物污染较重, 水质受淮河水质的影响较大;濉河河口氨氮污染情况较重。老汴河河口和徐洪河河口为一类, 水体中TP污染较轻, 而COD、TN和CODMn污染较重, 水质受生活污水和工业污染源影响较大。成河乡东、成河乡西、成河乡北、成河乡中及龙集乡北为一类, 营养盐和有机物含量年均值相对较低, 水体水质污染较轻。对照各采样点空间分布图, 空间相似性分析结果符合实际情况, 可有效地区分洪泽湖西部湖滨的水体污染程度及其污染状况, 可为水质管理提供可靠的技术依据。此外, 针对该区域水质监测网络, 在未来可以进一步优化, 即结合洪泽湖西部湖滨水质管理要求, 从上述3类中选择典型的4个 (或更多) 采样点位进行监测, 以此代替以往9个采样点位, 不仅一样能表征该区域水质状况, 也大大降低监测成本。
为反应各采样点水质空间差异性, 对洪泽湖西部湖滨9个采样点、3个水期的COD、CODMn、氨氮、TN、TP分别作无重复双因子方差分析。分析结果表明, 湖区CODMn在湖区空间 (不同监测位点) 分布和时间 (不同季节) 分布上均无显著差异;而COD在湖区时间分布有显著差异, 在空间分布上达到极显著差异 (1%极显著水平) ;氨氮、TN在湖区空间分布和时间分布上均无显著差异;而TP在湖区空间分布有显著差异, 在时间分布上达到极显著差异 (1%极显著水平) 。
3 结论
(1) 洪泽湖西部湖滨总体水质为Ⅴ类, 处于重污染水平, 主要超标因子为氨氮、总磷、总氮、COD, 其中总氮和总磷是影响洪泽湖水质的主要污染物, TN是导致洪泽湖洪泽湖西部湖滨湖体富营养化的主要因素。西部湖滨营养物质负荷较大, 特别是氮、磷物质, 其浓度已达到湖泊水库的富营养化控制标准, 它们的浓度与国内已发生富营养化现象湖泊的氮、磷浓度相近, 甚至偏高, 存在着水体富营养化的重要的物质条件, 但从生物学角度看并没有达到全面富营养化的程度。营养因子在时间、空间分布上存在不同程度差异。
(2) 时间分布上, 洪泽湖西部湖滨总体上表现为丰水期水质劣于平、枯水期。从污染因子来看, 丰水期有机污染物和TP的浓度高于平、枯水期, 表明有机污染物和TP主要来自于非点源污染, 工业污染是造成磷污染的主要因素。枯水期TN浓度普遍高于平、丰水期, 枯水期叶绿素a较低, 平均浓度为1 mg/L左右, 在平、丰水期浓度增长了1倍多, 但各个时期叶绿素的浓度均未达到富营养化水平。
(3) 空间分布上, 枯水期洪泽湖西部湖滨污染因子空间分异性相对较大, 平水期、丰水期的空间分异性相对较小。有机物污染和TN污染最为严重的区域为河流入湖口, 各采样点中以徐洪河河口最为严重, COD年均浓度高达30.87 mg/L, 其次为老汴河口和濉河河口, 污染最轻的区域为成河乡北, COD年均浓度为20.95 mg/L, 但仍超出其规定的标准限值, 表明河流的入湖口的水质与入湖河流的水质密切相关。
参考文献
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临夏州旱涝的大气环流特征分析 篇10
关键词：环流特征,厄尔尼诺,拉尼娜,甘肃临夏
临夏州地处甘肃省东南部,区内气候干燥,年均气温5.2~9.4℃,年降雨量为273.7~592.7 mm,蒸发强烈,平均蒸发量在1 241.1~1 593.6 mm,年降雨季节分布不均,春季干旱少雨[1],降雨主要集中在7—9月[2],属典型的旱作雨养农业区,干旱的气候条件严重制约了该区的经济发展和农业生产力的提高[3]。
据1980—2014年35年资料分析,临夏州干旱年份占82.9%,无旱年占17.1%。临夏州区域性春旱出现20次,发生概率为57.1%;区域性春末夏初旱出现16次,发生概率为45.7%;区域性伏旱出现16次,发生概率为45.7%;区域性秋旱出现7次,发生概率为20.0%。干旱是临夏地区的主要气象灾害,经分析表明,干旱发生的频率和受灾程度由东北向西南呈带状递减趋势。1960—1997年的38年之间,区域性干旱发生率47%,严重干旱发生率为38%、1998—2014年17年间,严重干旱发生率为53.8%,严重干旱发生率在增加。每年5—6月正值临夏地区植物生长发育的关键期,也是作物需水量最大的时段,一旦发生干旱,轻则减产,重则绝收。
厄尔尼诺和拉尼娜事件(以下简称ENSO/LANA)能够引起世界各地大范围的气候异常,导致一系列的生态灾害,引起了农业、能源、环境、水利、渔业、海洋和气象等部门的普遍注意[4]。气候变化及其影响研究是当今国际上广泛关注的课题[5]。因此,提高干旱、暴雨的监测预报能力对防灾减灾和服务于工农业生产都有着十分重要的意义。该文主要从统计方法着手,研究分析大尺度环流特征及厄尔尼诺、拉尼娜事件与临夏地区旱涝的活动规律,为临夏地区旱涝趋势预测,以及充分利用气候资源、调整作物布局提供科学的预测依据。
1 ENSO与LANA的时空分布
1.1 ENSO与LANA的年季分布
1.1.1 数据来源。
气象数据主要来自临夏州干旱区(永靖县1967年至今)、半干旱区(临夏市1951年至今)、二阴气候区(和政县1959年至今)的气象观测站实测资料。干旱面积资料来自临夏州统计局和农业局。ENSO与LANA的年季资料来自中国气象局网站。
1.1.2 结果分析。
1951—2014年共出现ENSO和LANA事件37次,其中ENSO出现19次,LANA出现18次(表1);每隔1~2年不规则的出现1次。ENSO跨年度共出现6次。LANA多数是跟在ENSO之后出现的,出现18次,有11次发生在ENSO次年。
1.2 ENSO与LANA的对比分析
与ENSO比较,LANA的发生次数基本相同,一次LANA过程持续时间相对较短,一般为几个月,但跨年度的持续时间较长(≥6个月),在18次LANA事件中,跨年度的出现7次(表1)。此外,LANA的发生与赤道偏东信风加强有关。
1.3 ENSO和LANA与正常年QN的对比分析
与ENSO和LANA事件比较,正常年份QN多出现在ENSO和LANA的次年。其中20世纪50年代出现次数最少,为2次,60年代出现次数最多,为5次,QN年连续出现时间最长是20世纪六七十年代,1960—1962年、1977—1979年连续出现3年。
1.4 ENSO和LANA与台风活动的对比分析
据有关资料分析表明[6]:在LANA事件期间,西太平洋活动(包括南海)的台风相对较多,影响和登陆的台风也相对较多,而ENSO事件期间却相对较少。在LANA年份,太平洋台风总数平均26.2个,登陆的台风平均7.4个;ENSO年份,太平洋台风总数平均为21.4个,登陆的台风平均为5.2个。
2 ENSO和LANA事件统计
2.1 临夏地区旱、涝气候标准的划分
根据自然区域和气候特点将临夏划分为3片(图1为临夏干旱分布图):北片(永靖、东乡)以永靖为代表站,中片(临夏市、广河、临夏县)以临夏市为代表站;南片(和政、康乐、积石山)以和政为代表站。旱涝特征以月降水距平百分率(△R%)来划分(表2),共7级。
2.2 临夏地区多年旱、涝分布特征
根据旱、涝气候标准的划分,应用年降水量距平百分率(△R)统计1950—2014年出现的旱年和偏涝年,具体结果如表3所示。
2.2.1 ENSO事件与临夏旱涝分布特征。
根据统计分析认为:ENSO事件影响年(表1)当年或次年,临夏出现干旱的几率较大,为14/24=58.3%;其中重旱年有1953年、1954年、1966年、1969年、1972年、1980年、1982年、1987年、1995年、1997年、2002年、2006年、2010年。而ENSO事件出现的当年,临夏出现偏涝的几率较小,为3/24=12.5%。其中偏涝年有1958年、1976年、2012年。ENSO事件在各世纪初出现的几率也较大,为10/18=55.6%。
2.2.2 LANA事件与临夏旱涝的分布特征。
LANA事件影响年(表1)当年临夏多为偏涝年,与临夏地区干旱与重旱无关。LANA事件出现年临夏出现偏涝年的几率较高,为11/19=57.9%。其中大涝年有1964年、1967年、1970年、1973年、1976年、1988年、1999年、2003年、2005年、2007年、2008年、2012年。由此可见:ENSO与LANA事件对临夏地区旱涝的影响是十分明显的。LANA事件在各世纪初出现的几率也较大,为9/17=52.9%。
3 临夏地区旱涝环流特征分析
3.1 春末夏初干旱环流特征
持续异常的灾害性天气和持续稳定的环流相联系,也与前期出现的ENSO强信号相关联。为此,分析临夏地区出现区域性春末夏初干旱的1995年、1997年、2000年、2001年、2004年、2006年、2009年、2010年、2011年资料,制作春末夏初500 h Pa高度平均和气象要素叠加图来代表临夏地区的干旱环流。
临夏地区春末夏初干旱的典型特征是受脊前NW气流控制,巴湖到青藏高原为高压脊区。T-Td分布表明,从横断山脉以东到四川盆地有一湿舌伸到32°N附近,而青藏高原东北侧、内蒙古西部经宁夏南部到甘肃中部,有一自北向南延伸的干舌,在临夏地区以东形成了巨大的干湿梯度区,导致西部冷空气受高压脊阻挡,南部暖湿空气不能北抬,使冷、暖空气不能在临夏地区汇合,从而造成了少雨干旱天气。上述干旱环境特征在ENSO事件当年出现频率高。
3.2 青藏高原东北侧的地转风环流演变特征
临夏地区春末夏初干旱强度与500 h Pa大型环流和地转风北风分量有较好的对应关系。随着大陆东岸东亚大槽的减弱,冬季至春末临夏地区上空500 h Pa的偏北气流逐渐减弱,到5—6月高原东北侧到新疆的偏北急流又有所加强。在地面至中空要素场上表现为南疆至青藏高原的正△P、△T和河套南部的负△P、△T区,进入盛夏才逐渐开始调整。因此,4月到6月初,受青藏高原热力和动力条件影响,以及高原东北侧至新疆暖脊前的NW急流控制,临夏地区常在午后至傍晚出现阵性大风沙尘天气,难以形成有效降水,造成持续干旱。
3.3 临夏州偏涝年环流特征与物理量诊断分析
3.3.1 临夏州偏涝年的环流特征。
近几年临夏州偏涝年出现大(暴)雨天气过程的次数明显偏多,其大气环流的主要特征是在关键区(30°~40°N,85°~105°E)范围内的500 h Pa环流形势主要分为3类。一是“东高西低”型。我国大陆东部为高压脊控制(亦称副热带高压),高压脊西伸至105°~110°E,北抬至35°~37°N;河套西侧至高原东部为较强的冷低压槽;二是“北槽南涡”型。大(暴)雨过程前24 h,8:00 500 h Pa图上,52267至52836一线为冷低压槽,高原中东部,黑河、吉迈、托托河有低涡发展东移中北抬;三是副高边缘西南气流型。大(暴)雨过程前24 h,8:00 500 h Pa图上,副高脊线(588廓线)位于103°~110°E,临夏位于副高边缘西南气流控制下。700 h Pa图上副高边缘东风波抬生,700 h Pa西南急流轴(≥12 m/s)左侧,在地面图上80°~100°E处为雨区。柴达木东部至青海湖有≥40 dbz的强雷达回波中心,卫星云图上,上述范围内有云顶温度≤-50℃的积雨云发展东移。上述3类环流特征LANA事件当年出现频率较高。
3.3.2 物理量诊断分析。
一是水汽通量和散度。中、低空700~500 h Pa高原中部至河套西侧水汽通量和水汽通量散度互为补充,水汽通量大时,水汽通量散度较小,否则反之;700 h Pa散度场,柴达木或黑河低涡有较强辐合中心发展,700 h Pa垂直速度场有弱风速迅速增强到≥-18×10-6h Pa/s。二是涡度和温度平流。临夏地区区域性大(暴)雨落区多为正涡度平流区,高层多为干冷平流,中、低层多为暖湿平流,中、低层湿度较大,500 h Pa T-Td≤3℃,700 h Pa相对湿度≥70%;临夏地区局地大(暴)雨,多出现于极地气团正涡度区,也可出现在弱的负涡度区中;多出现与温带气团中的高层干冷平流,低层暖湿平流中。三是层结和位势稳定度。临夏地区区域性大(暴)雨出现时,中、高层为中性的位势不稳定气流,而局地大(暴)雨多出现于中、低层强的对流性不稳定中;在大降水过程开始前期,由于高空有弱冷空气沿青藏高原东北边坡下滑,而低层的偏东风气流是相对的暖湿气流,这样很易形成高空冷平流,造成位势不稳定。这种位势不稳定被爬升运动触发,再由于受热力和动力条件的直接影响,容易形成强大的对流运动和积雨云团,而出现大(暴)雨和强对流天气。四是高低空急流的作用。临夏地区夏半年区域性大(暴)雨多出现在高空急流的右后方,低空西南急流的左前及中下层暖湿气流与低层偏东气流的交汇处。而局地大(暴)雨在高空和低空急流的左和右侧均可出现,不一定有低空东南气流和近低层暖湿偏东风气流。这与王锡稳等分析研究的甘肃强降水与系统的关系相一致[7,8]。
一般高空300 h Pa有一较强的西南急流(≥40 m/s)。这支急流分为南北2支在内蒙古至河套西侧汇合而引起高层辐散。中空500 h Pa急流(≥20 m/s)在高空中东部形成一强的暖湿SW急流轴;低层700 h Pa急流(≥12 m/s)在河套西侧至高原东部边缘形成一较强的暖湿偏东南急流。这样高空三维急流在临夏及周边地区形成了一个较强的辐合中心;而中、低层形成一支深厚的、很强的垂直上升运动,导致降雨的强度进一步加大[8]。
4 结论
(1)临夏大部分地区气候干旱,温差变化大,在NESO事件出现当年或次年表现尤为突出;以春旱、春末夏初干旱出现频繁、气温持续偏高为主要特征。出现干旱的几率为58.3%,而ENSO事件出现的当年,临夏出现偏涝的几率较小,为3/24=12.5%。在预测干旱气候,如出现NESO事件这样的强信号时,应作为预测临夏重旱的重要依据和指标。LANA事件影响年临夏多为偏涝年,出现偏涝年的几率较高,为11/19=57.9%。ENSO事件在各世纪初出现的几率也较大,为10/18=55.6%。LANA事件在各世纪初出现的几率也较大,为9/17=52.9%。
(2)临夏地区5—8月降水量占全年降水总量的64%以上,且以大(暴)雨形式为主,该时段降水量的多少对当地全年旱涝趋势影响明显。当出现出现LANA强信号时,应作为预测临夏全年降水偏多的主要依据。
(3)临夏地区夏半年,经常容易形成高空干冷平流与中、低空暖湿气流的相互叠加,造成位势不稳定。这种位势不稳定,被垂直运动和爬升运动、热力和动力作为触发条件,容易形成强烈的对流性不稳定,促使形成强盛的对流云团和积雨云团过境,造成区域性大(暴)雨和强对流天气。
参考文献
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[2]肖国举,王静.黄土高原集水农业研究进展[J].生态学报,2003,23(5):1003-1008.
[3]LI F M,ZHAO S L,GEBALLE G T.Water use patterns and agronomic performance for some cropping systems with and without fallowcrops in a semi-arid environment of northwest China[J].Agriculture,Ecosystems and Environment,2000,79:129-142.
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大气污染特征分析 篇11
关键词 抗生素类污染物；制药废水；污染物来源
中图分类号：X832 文献标志码：B 文章编号：1673-890X（2014）03-116-3
制药产品根据产品特征主要分为有机药品、无机药品、中成药以及抗生素类药品，市场上的常用制药产品约2000多种，这些制药产品选用的原材料、生产工艺、加工合成手段各有不同，特别是制药工艺中提纯、制精的工艺区别很大。尤其是绝大多数抗生素制药企业在生产过程中综合采用物理、化学、生物发酵法生产的抗生素类药物，其排放的废水中抗生素类污染物十分复杂且难以治理。
1 制药废水基本特点
制药工艺一般分为化学工艺和生物工艺。生物工艺是利用微生物对原材料进行发酵，然后对初产品进行过滤和制精而成；化学工艺是采用化学方法对原材料进行无机或有机反应合成药物。在常用药品中基本上会综合采用上述两种工艺，即采用化学方法对原材料进行初生产然后再进行发酵生产出初产品，接着再对初产品进行化学合成，然后又进行多次的生物、化学方法对药物进行加工。因此，在制药过程中污染物的来源分布于工艺的各个环节，水质、水量的差异也比较大，其废水的基本特点
如下。
1.1 发酵过程
萃取、冲洗废水有机浓度高、抗菌物高，较难处理。
1.2 化学过程
中成药物化学过程产生的废水水质波动大，COD高达6000 mg/L，BOD5 高达2500 mg/L，含有天然有机污染物。
1.3 合成过程
该过程的废水水质和水量变化大，大多含难降解物和抑制微生物生长物质，降低污泥处理效率。
2 抗生素类污染物的主要来源
天然抗生素包括金霉素、氯霉素等。目前，此类药物最广泛采用的是发酵工程制药，因此抗菌素工业属于发酵工业的范围，抗生素生产要耗用大量粮食，分离过程（特别是溶剂萃取法）要消耗大量有机溶剂。在众多的医药产品中，抗生素是目前国内外研究较多的生物制药，其生产废水也占医药废水的大部分。一般来说，抗生素类污染物主要来自以下四个方面。
（1）发酵废水，即提取工艺的结晶废母液，这类废水COD可达2万～8万 mg/L，BOD为0.4万～1.3万 mg/L。（2）酸碱废水和有机溶质废水。该类废水是有需要采用的一些提取工艺和特殊残余化学药品造成的。（3）中浓度有机废水。主要是各种设备和地板等的洗涤水。（4）冷却水和其他废水。
图1 微生物发酵法生产抗生素的一般工艺流程及排污点
3 抗生素类污染物的基本特征
从抗生素制药的生产原料及工艺特点中可以看出，该类废水成分复杂，有机物浓度高，溶解性和胶体性固体浓度高，pH值经常变化，温度较高，带有颜色和气味，悬浮物含量高，易产生泡沫，含有难降解物质和有抑菌作用的抗生素，而且有毒性，其特点有：
（1）COD浓度高，一般为500～25000 Mg/L，其中主要为发酵残余基质及营养物，溶媒提取过程的萃取液，经溶媒回收后排出的蒸馏釜残液。水中不溶性抗生素的发酵滤液等，有机物呈溶解态、胶和固体悬浮物形式留置在废水中。（2）废水中SS浓度高，一般为500～25000 mg/L，主要为发酵的残留养基质和发酵产生的微生物丝菌体。硫酸盐浓度高，而且废水中存在 难生物降解和有抑菌作用的抗生素等毒性物质。（3）水质成分复杂。中间代谢产物、表面活性剂和提取分离中残留的高浓度酸、碱、有机溶剂等化工原料含量高。（4）水量小且间歇排放，冲击负荷较高。给生物处理带来极大的
困难。
在各类工业废水中，医药制药工业的特点是：品种多，生产规模差别大，单位产品排放污水量大，工艺废水组成复杂，废水中污染物浓度高，含有大量有毒、有害物质，大多因其水质复杂和生物抑制因子（包括一定浓度的抗生素）多，其中，微生物药物更是复杂多样：以微生物菌体为药品、以微生物酶为药品、以菌体的代谢产物或代谢产物的衍生物作为药品以及利用微生物酶特异性催化作用的微生物转化获得药物等，包括微生物菌体、蛋白质、多肽、氨基酸、抗生素、维生素、酶与辅酶激素及生物制品等。由该类药品的生产性质可知这类制药废水处理的难度。
4 结论
由此可见，抗生素类污染物大多数来源于生物制品，其在发酵、过滤、萃取、结晶、提炼、精制等过程中产生，由于原料利用率低，提炼纯度低，废水中残留抗菌素含量高等诸多问题，造成环境污染。因此废水具有COD含量高、SS浓度高（500～25000 mg/L）、成分复杂、存在生物毒性物质、硫酸盐浓度高、色度高、波动大等特点。
参考文献
[1] 李海凤.UASB-生物接触氧化处理链霉素废水试验研究[D].石家庄：河北科技大学，2012.
[2] 李文明.水解酸化—生物接触氧化法处理磷霉素钠废水的工艺和机理研究[D].西安：长安大学，2012.
[3] 钱晖.高浓度制药废水预处理技术试验研究[J].环境科学与管理，2009，（7）.
[4] 李向军.“厌氧+好氧”工艺在抗生素污水处理工程中的应用[J].节能与环保，2008，7.
[5] 王毅.高效微生物处理抗生素废水工程化研究[D].石家庄：河北科技大学，2010.
[6] 何永淼.两级厌氧—好氧—厌氧氨氧化组合工艺处理金霉素废水的试验研究[D].北京：北京交通大学，2011.
[7] 程雪敏，陈超，樊占国.抗生素制药废水的混凝和生化处理研究[J].环境保护科学，2010，（2）.
[8] 姚彦红，林波.抗生素制药废水的污染特点及处理研究进展[J].江西化工，2008，（4）.
[9] 曹猛，冉阿倩，赵应宏，杨娜，樊占国，祁佩时.预处理+SBR+MBR处理抗生素制药废水试验研究[J].工业水处理，2010，（7）.
[10] 赵艳，赵英武，陈晗.头孢抗生素制药废水处理工程设计[J]．给水排水，2006，（1）.
[11] 屈阁，王志，樊智锋，刘广春，解利昕，王世昌.混凝-砂滤-微滤-反渗透集成技术深度处理抗生素制药废水[J].膜科学与技术，2008，（3）.
（责任编辑：赵中正）
摘 要 在分析典型制药废水污染物主要来源的基础上，从抗生素类制药的发酵、过滤、萃取、结晶、提炼、精制等过程对该类废水污染物来源进行分析，并对比了抗生素生产废水水质特征和主要污染因子，为处理典型制药废水抗生素类污染物提供参考。
关键词 抗生素类污染物；制药废水；污染物来源
中图分类号：X832 文献标志码：B 文章编号：1673-890X（2014）03-116-3
制药产品根据产品特征主要分为有机药品、无机药品、中成药以及抗生素类药品，市场上的常用制药产品约2000多种，这些制药产品选用的原材料、生产工艺、加工合成手段各有不同，特别是制药工艺中提纯、制精的工艺区别很大。尤其是绝大多数抗生素制药企业在生产过程中综合采用物理、化学、生物发酵法生产的抗生素类药物，其排放的废水中抗生素类污染物十分复杂且难以治理。
1 制药废水基本特点
制药工艺一般分为化学工艺和生物工艺。生物工艺是利用微生物对原材料进行发酵，然后对初产品进行过滤和制精而成；化学工艺是采用化学方法对原材料进行无机或有机反应合成药物。在常用药品中基本上会综合采用上述两种工艺，即采用化学方法对原材料进行初生产然后再进行发酵生产出初产品，接着再对初产品进行化学合成，然后又进行多次的生物、化学方法对药物进行加工。因此，在制药过程中污染物的来源分布于工艺的各个环节，水质、水量的差异也比较大，其废水的基本特点
如下。
1.1 发酵过程
萃取、冲洗废水有机浓度高、抗菌物高，较难处理。
1.2 化学过程
中成药物化学过程产生的废水水质波动大，COD高达6000 mg/L，BOD5 高达2500 mg/L，含有天然有机污染物。
1.3 合成过程
该过程的废水水质和水量变化大，大多含难降解物和抑制微生物生长物质，降低污泥处理效率。
2 抗生素类污染物的主要来源
天然抗生素包括金霉素、氯霉素等。目前，此类药物最广泛采用的是发酵工程制药，因此抗菌素工业属于发酵工业的范围，抗生素生产要耗用大量粮食，分离过程（特别是溶剂萃取法）要消耗大量有机溶剂。在众多的医药产品中，抗生素是目前国内外研究较多的生物制药，其生产废水也占医药废水的大部分。一般来说，抗生素类污染物主要来自以下四个方面。
（1）发酵废水，即提取工艺的结晶废母液，这类废水COD可达2万～8万 mg/L，BOD为0.4万～1.3万 mg/L。（2）酸碱废水和有机溶质废水。该类废水是有需要采用的一些提取工艺和特殊残余化学药品造成的。（3）中浓度有机废水。主要是各种设备和地板等的洗涤水。（4）冷却水和其他废水。
图1 微生物发酵法生产抗生素的一般工艺流程及排污点
3 抗生素类污染物的基本特征
从抗生素制药的生产原料及工艺特点中可以看出，该类废水成分复杂，有机物浓度高，溶解性和胶体性固体浓度高，pH值经常变化，温度较高，带有颜色和气味，悬浮物含量高，易产生泡沫，含有难降解物质和有抑菌作用的抗生素，而且有毒性，其特点有：
（1）COD浓度高，一般为500～25000 Mg/L，其中主要为发酵残余基质及营养物，溶媒提取过程的萃取液，经溶媒回收后排出的蒸馏釜残液。水中不溶性抗生素的发酵滤液等，有机物呈溶解态、胶和固体悬浮物形式留置在废水中。（2）废水中SS浓度高，一般为500～25000 mg/L，主要为发酵的残留养基质和发酵产生的微生物丝菌体。硫酸盐浓度高，而且废水中存在 难生物降解和有抑菌作用的抗生素等毒性物质。（3）水质成分复杂。中间代谢产物、表面活性剂和提取分离中残留的高浓度酸、碱、有机溶剂等化工原料含量高。（4）水量小且间歇排放，冲击负荷较高。给生物处理带来极大的
困难。
在各类工业废水中，医药制药工业的特点是：品种多，生产规模差别大，单位产品排放污水量大，工艺废水组成复杂，废水中污染物浓度高，含有大量有毒、有害物质，大多因其水质复杂和生物抑制因子（包括一定浓度的抗生素）多，其中，微生物药物更是复杂多样：以微生物菌体为药品、以微生物酶为药品、以菌体的代谢产物或代谢产物的衍生物作为药品以及利用微生物酶特异性催化作用的微生物转化获得药物等，包括微生物菌体、蛋白质、多肽、氨基酸、抗生素、维生素、酶与辅酶激素及生物制品等。由该类药品的生产性质可知这类制药废水处理的难度。
4 结论
由此可见，抗生素类污染物大多数来源于生物制品，其在发酵、过滤、萃取、结晶、提炼、精制等过程中产生，由于原料利用率低，提炼纯度低，废水中残留抗菌素含量高等诸多问题，造成环境污染。因此废水具有COD含量高、SS浓度高（500～25000 mg/L）、成分复杂、存在生物毒性物质、硫酸盐浓度高、色度高、波动大等特点。
参考文献
[1] 李海凤.UASB-生物接触氧化处理链霉素废水试验研究[D].石家庄：河北科技大学，2012.
[2] 李文明.水解酸化—生物接触氧化法处理磷霉素钠废水的工艺和机理研究[D].西安：长安大学，2012.
[3] 钱晖.高浓度制药废水预处理技术试验研究[J].环境科学与管理，2009，（7）.
[4] 李向军.“厌氧+好氧”工艺在抗生素污水处理工程中的应用[J].节能与环保，2008，7.
[5] 王毅.高效微生物处理抗生素废水工程化研究[D].石家庄：河北科技大学，2010.
[6] 何永淼.两级厌氧—好氧—厌氧氨氧化组合工艺处理金霉素废水的试验研究[D].北京：北京交通大学，2011.
[7] 程雪敏，陈超，樊占国.抗生素制药废水的混凝和生化处理研究[J].环境保护科学，2010，（2）.
[8] 姚彦红，林波.抗生素制药废水的污染特点及处理研究进展[J].江西化工，2008，（4）.
[9] 曹猛，冉阿倩，赵应宏，杨娜，樊占国，祁佩时.预处理+SBR+MBR处理抗生素制药废水试验研究[J].工业水处理，2010，（7）.
[10] 赵艳，赵英武，陈晗.头孢抗生素制药废水处理工程设计[J]．给水排水，2006，（1）.
[11] 屈阁，王志，樊智锋，刘广春，解利昕，王世昌.混凝-砂滤-微滤-反渗透集成技术深度处理抗生素制药废水[J].膜科学与技术，2008，（3）.
（责任编辑：赵中正）
摘 要 在分析典型制药废水污染物主要来源的基础上，从抗生素类制药的发酵、过滤、萃取、结晶、提炼、精制等过程对该类废水污染物来源进行分析，并对比了抗生素生产废水水质特征和主要污染因子，为处理典型制药废水抗生素类污染物提供参考。
关键词 抗生素类污染物；制药废水；污染物来源
中图分类号：X832 文献标志码：B 文章编号：1673-890X（2014）03-116-3
制药产品根据产品特征主要分为有机药品、无机药品、中成药以及抗生素类药品，市场上的常用制药产品约2000多种，这些制药产品选用的原材料、生产工艺、加工合成手段各有不同，特别是制药工艺中提纯、制精的工艺区别很大。尤其是绝大多数抗生素制药企业在生产过程中综合采用物理、化学、生物发酵法生产的抗生素类药物，其排放的废水中抗生素类污染物十分复杂且难以治理。
1 制药废水基本特点
制药工艺一般分为化学工艺和生物工艺。生物工艺是利用微生物对原材料进行发酵，然后对初产品进行过滤和制精而成；化学工艺是采用化学方法对原材料进行无机或有机反应合成药物。在常用药品中基本上会综合采用上述两种工艺，即采用化学方法对原材料进行初生产然后再进行发酵生产出初产品，接着再对初产品进行化学合成，然后又进行多次的生物、化学方法对药物进行加工。因此，在制药过程中污染物的来源分布于工艺的各个环节，水质、水量的差异也比较大，其废水的基本特点
如下。
1.1 发酵过程
萃取、冲洗废水有机浓度高、抗菌物高，较难处理。
1.2 化学过程
中成药物化学过程产生的废水水质波动大，COD高达6000 mg/L，BOD5 高达2500 mg/L，含有天然有机污染物。
1.3 合成过程
该过程的废水水质和水量变化大，大多含难降解物和抑制微生物生长物质，降低污泥处理效率。
2 抗生素类污染物的主要来源
天然抗生素包括金霉素、氯霉素等。目前，此类药物最广泛采用的是发酵工程制药，因此抗菌素工业属于发酵工业的范围，抗生素生产要耗用大量粮食，分离过程（特别是溶剂萃取法）要消耗大量有机溶剂。在众多的医药产品中，抗生素是目前国内外研究较多的生物制药，其生产废水也占医药废水的大部分。一般来说，抗生素类污染物主要来自以下四个方面。
（1）发酵废水，即提取工艺的结晶废母液，这类废水COD可达2万～8万 mg/L，BOD为0.4万～1.3万 mg/L。（2）酸碱废水和有机溶质废水。该类废水是有需要采用的一些提取工艺和特殊残余化学药品造成的。（3）中浓度有机废水。主要是各种设备和地板等的洗涤水。（4）冷却水和其他废水。
图1 微生物发酵法生产抗生素的一般工艺流程及排污点
3 抗生素类污染物的基本特征
从抗生素制药的生产原料及工艺特点中可以看出，该类废水成分复杂，有机物浓度高，溶解性和胶体性固体浓度高，pH值经常变化，温度较高，带有颜色和气味，悬浮物含量高，易产生泡沫，含有难降解物质和有抑菌作用的抗生素，而且有毒性，其特点有：
（1）COD浓度高，一般为500～25000 Mg/L，其中主要为发酵残余基质及营养物，溶媒提取过程的萃取液，经溶媒回收后排出的蒸馏釜残液。水中不溶性抗生素的发酵滤液等，有机物呈溶解态、胶和固体悬浮物形式留置在废水中。（2）废水中SS浓度高，一般为500～25000 mg/L，主要为发酵的残留养基质和发酵产生的微生物丝菌体。硫酸盐浓度高，而且废水中存在 难生物降解和有抑菌作用的抗生素等毒性物质。（3）水质成分复杂。中间代谢产物、表面活性剂和提取分离中残留的高浓度酸、碱、有机溶剂等化工原料含量高。（4）水量小且间歇排放，冲击负荷较高。给生物处理带来极大的
困难。
在各类工业废水中，医药制药工业的特点是：品种多，生产规模差别大，单位产品排放污水量大，工艺废水组成复杂，废水中污染物浓度高，含有大量有毒、有害物质，大多因其水质复杂和生物抑制因子（包括一定浓度的抗生素）多，其中，微生物药物更是复杂多样：以微生物菌体为药品、以微生物酶为药品、以菌体的代谢产物或代谢产物的衍生物作为药品以及利用微生物酶特异性催化作用的微生物转化获得药物等，包括微生物菌体、蛋白质、多肽、氨基酸、抗生素、维生素、酶与辅酶激素及生物制品等。由该类药品的生产性质可知这类制药废水处理的难度。
4 结论
由此可见，抗生素类污染物大多数来源于生物制品，其在发酵、过滤、萃取、结晶、提炼、精制等过程中产生，由于原料利用率低，提炼纯度低，废水中残留抗菌素含量高等诸多问题，造成环境污染。因此废水具有COD含量高、SS浓度高（500～25000 mg/L）、成分复杂、存在生物毒性物质、硫酸盐浓度高、色度高、波动大等特点。
参考文献
[1] 李海凤.UASB-生物接触氧化处理链霉素废水试验研究[D].石家庄：河北科技大学，2012.
[2] 李文明.水解酸化—生物接触氧化法处理磷霉素钠废水的工艺和机理研究[D].西安：长安大学，2012.
[3] 钱晖.高浓度制药废水预处理技术试验研究[J].环境科学与管理，2009，（7）.
[4] 李向军.“厌氧+好氧”工艺在抗生素污水处理工程中的应用[J].节能与环保，2008，7.
[5] 王毅.高效微生物处理抗生素废水工程化研究[D].石家庄：河北科技大学，2010.
[6] 何永淼.两级厌氧—好氧—厌氧氨氧化组合工艺处理金霉素废水的试验研究[D].北京：北京交通大学，2011.
[7] 程雪敏，陈超，樊占国.抗生素制药废水的混凝和生化处理研究[J].环境保护科学，2010，（2）.
[8] 姚彦红，林波.抗生素制药废水的污染特点及处理研究进展[J].江西化工，2008，（4）.
[9] 曹猛，冉阿倩，赵应宏，杨娜，樊占国，祁佩时.预处理+SBR+MBR处理抗生素制药废水试验研究[J].工业水处理，2010，（7）.
[10] 赵艳，赵英武，陈晗.头孢抗生素制药废水处理工程设计[J]．给水排水，2006，（1）.
[11] 屈阁，王志，樊智锋，刘广春，解利昕，王世昌.混凝-砂滤-微滤-反渗透集成技术深度处理抗生素制药废水[J].膜科学与技术，2008，（3）.
大气污染特征分析 篇12
城市水资源污染一直是环境污染问题中亟待解决的问题之一, 国外学者的研究认为, 即使点源污染被完全控制住而完全忽略非点源污染, 尤其是城市降水径流污染, 收纳水体的水质仍然不会改善[1]。美国环保局 (US EPA) 已把城市地表径流列为导致全美河流和湖泊污染的第三大污染源[2]。城市降水径流污染是目前亟需解决的水环境污染问题之一。城市地表径流中最主要的污染来自于降水径流对城市下垫面的冲刷、淋洗, 降水径流污染最主要的污染来源于下垫面上沉积的污染物。城市下垫面中包含许多污染物质, 有固态废物、生活垃圾碎屑、车辆排放物、汽车泄漏、刹车碎屑、车胎磨损、动植物废物、空气沉降、屋面沉积物及析出物等[3,4]。
随着城市化的快速发展, 改变了城市的居住环境, 大面积的不透水下垫面代替了土壤和草地, 为降水在下垫面上形成大量径流提供了先决条件, 同时急剧增加的城市人口为城市环境带来了巨大压力, 人类活动产生的大量生活垃圾碎屑、化学药品、车胎碎屑等, 混合动植物排泄物、空气沉降物、建筑材料析出物等, 这些污染物沉积在城市下垫面上, 降水形成的大量径流将沉积的污染物冲刷并携带入收纳水体, 对水体造成污染[5]。我国城市降水径流的研究起步较晚, 在20世纪80年代时开始对城市降水径流污染进行研究, 先后对北京、上海、广州、西安等城市的降水径流进行了研究[3]。文章通过对我国西北地区城市降水径流的监测数据进行分析整理并进行总结, 为今后国内降水径流污染的研究及控制提供参考依据。
1 西北地区城市降水径流污染特征
西北地区选取西安、兰州等城市进行分析。由表1可以得出, 在屋面降水径流条件下, 2005年兰州市屋面降水径流水质中SS的浓度最高, 达431.00mg/L;2003年兰州市屋面降水径流水质中CODcr的浓度最高, 达225mg/L, 为国家地表水环境质量标准V类标准的5.63倍;西安市校内楼顶径流水质的TN浓度最高, 达7.60mg/L, 为国家地表水环境质量标准V类标准的3.80倍;西安市商业区、居民区屋面径流水质的TP浓度最高, 达0.48mg/L, 为国家地表水环境质量标准V类标准的1.2倍。分析发现校内屋顶降水径流水质较好, 原因是校内人员简单, 生活、生产活动较少, 校外社会环境复杂, 积累在屋面的污染物复杂, 不定性因素较多, 导致校内屋顶的径流水质优于校外屋面;分析还发现融雪径流水质优于降水径流水质, 原因是融雪过程较为缓慢, 大量污染物固着于下垫面上不会被流速缓慢的雪水冲刷下来或携带, 而降水径流, 尤其是暴雨径流的流速较雪水径流快, 会将下垫面上大部分污染物冲刷并携带, 导致降水径流水质劣于雪水径流水质, 这与华北地区屋面降水径流污染特性相符合。
注: (1) 表1中括号内数字表示采样年份; (2) B数据为参考文献中水质浓度实测值的算术平均值;D数据为参考文献中水质实测 (EMC) 浓度的原数据。下同。
由表2分析可得, 在路面降水径流的条件下, 2005年兰州市街道路面径流水质的SS浓度最大, 达1250.00mg/L;2005年兰州市路面降水径流水质的CODcr浓度最高, 达809.20mg/L, 为国家地表水环境质量标准V类标准的20.23倍;2010年西安市路面降水径流水质的TN浓度最高, 达10.07mg/L, 为国家地表水环境质量标准V类标准的5.04倍;2005年兰州市街道路面降水径流水质中的TP浓度最高, 达1.88mg/L, 为国家地表水环境质量标准V类标准的4.70倍。分析发现, 校园路面降雨径流水质优于普通路面, 说明车流量与路面降水径流水质有关, 车流量越大, 路面降雨径流水质越差。
由表1、表2、图1分析可得, 西北地区典型城市西安、兰州等的路面径流水质劣于屋面径流水质, 原因是路面上人类社会活动较屋面密集, 人类大多的生产、生活活动都在路面上进行, 导致路面上污染物组成较复杂, 包括空气沉降、动植物废物、车胎碎屑、生活垃圾碎屑等, 屋面污染物主要来自于空气沉降及自然沉积的垃圾碎屑等, 故导致了路面降水径流水质劣于屋面水质。西北地区屋面降水径流水质污染物CODcr、TN的浓度平均值均超过了国家地表水环境质量标准V类标准, 路面降水径流水质污染物CODcr、TN、TP的浓度平均值超过了国家地表水环境质量标准V类标准。分析发现, 校园内降水径流水质优于校外降水径流水质, 原因是校内的人员组成简单, 人员较少, 产生的污染物及生活垃圾碎屑少于校外, 故导致校内径流水质优于校外径流水质;雪水径流水质优于雨水径流水质, 原因是融雪径流流速较缓, 难以将固着在下垫面上的污染物冲刷携带。
2 结束语
(1) 我国西北地区城市降雨径流中, 屋面径流水质优于路面径流水质; (2) 屋面降水径流中, 校内屋顶的径流水质优于校外屋面, 融雪径流水质优于降水径流水质;路面降水径流中, 校内路面径流水质优于校外其它路面即车流量越大, 路面径流水质越差; (3) 西北地区屋面、路面降水径流水质污染物CODcr、TN、TP的浓度平均值均不同程度的超过了国家地表水环境质量标准V类标准, 应尽快采取预防、治理措施; (4) 在西北地区开展降水径流污染特性研究的城市较少, 且研究缺乏全面系统的监测资料, 应加强对西北地区的城市降水径流污染特征研究。
参考文献
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