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《废旧电容器拆解区农田土壤污染与修复研究》可作为土壤学？环境科学？生物学？生态学？农学？植物营养学等领域科研工作者？研究生以及技术人员的参考书,也可作为高等院校？研究所相关专业研究生课程的参考教材.
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环保公益性行业科研专项经费项目系列丛书序言
序
前言
第一章 废旧电容器拆解区农田土壤复合污染
第一节 废旧电容器拆解区农田土壤有机化合物污染
第二节 废旧电容器拆解区农田土壤重金属污染
第三节 小结
参考文献
第二章 废旧电容器污染区持久性毒害物的生物富集及健康风险
第一节 植物和动物体内有机污染物的富集
第二节 植物和动物体内重金属的富集
第三节 废旧电容器污染区持久性毒害物的健康风险
参考文献
第三章 废旧电容器污染农田土壤的生物生态毒性评价
第一节 废旧电容器污染农田土壤的生物生态毒性
第二节 废旧电容器污染农田土壤的生物遗传毒性
第三节 废旧电容器污染农田土壤的生态毒性效应评价
参考文献
第四章 废旧电容器污染农田土壤的物理化学修复
第一节 多环芳烃污染土壤的低温等离子体氧化修复
第二节 重金属污染土壤的络合蒸发修复
第三节 多氯联苯重金属复合污染土壤的络合蒸发修复
参考文献
第五章 废旧电容器污染农田土壤的植物修复
第一节 多氯联苯污染农田土壤的植物修复
第二节 紫花苜蓿对多氯联苯污染土壤的田间原位修复
第三节 多氯联苯重金属复合污染农田土壤的植物修复
参考文献
第六章 废旧电容器污染农田土壤的微生物修复
第一节 游离态苜蓿根瘤菌对多氯联苯的降解效应
第二节 根瘤菌制剂对多氯联苯污染土壤的生物修复作用
第三节 多氯联苯污染农田土壤的微生物强化修复
参考文献
第七章 废旧电容器污染农田土壤的植物微生物联合修复
第一节 紫花苜蓿根瘤菌共生体对多氯联苯的降解效应
第二节 多氯联苯污染土壤的植物微生物联合田间原位修复
第三节 多氯联苯污染农田土壤的原位生态调控修复
参考文献
第八章 废旧电容器拆解区农田土壤环境质量的管理策略
第一节 DPSIR系统及其在土壤环境质量管理中的应用
第二节 基于DPSIR系统的区域土壤环境质量管理框架
第三节 废旧电容器拆解区土壤环境质量变化的DPSIR分析
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第一章 废旧电容器拆解区农田土壤复合污染
废旧电容器eGwaste是指不能再使用或被废弃的电子电器产品，如废旧手机？电脑？电冰箱？电视机？电动机？变压器等.随着全球电子技术的发展，电器产品更新换代速度不断加快，每年有2000万~5000万吨废旧电容器产生，并以约4%的年增长速度不断增加，是目前全球增长速度最快的固体废弃物UNEP，2005;UNEP，2006;Robinson，2009.废旧电容器所含化学成分复杂，除了含具有回收价值的基础工业材料和贵重金属外，还含有大量持久性有毒物.废旧电容器安全回收处置过程复杂，回收自动化程度低，其安全处置成为一个全球性的难题，而不规范的拆解及回收也给环境和人类健康带来了一定的负面影响，因此废旧电容器不规范处置过程导致的环境污染问题已成为环境科学研究热点之一.
UNEP2005年的一份报告指出，全世界的废旧电容器有80%流入亚洲，其中输入到中国的废旧电容器占90% UNEP，2005.另一方面，我国居民对各种电子产品的内在需求也在逐年增加Robinson，2009，自2003年以来，我国废旧电容器自身产量达到每年110万吨，并且增长速度在5%以上彭平安，2009.目前，废旧电容器拆解业主要分布在我国的沿海区域，其中广东贵屿和浙江台州已经成为国际上重要的电子电器垃圾拆解基地.
在中国，废旧电容器主要是在民间作坊集散地进行大规模处理.这些作坊的拆解工艺非常原始，没有任何安全措施，因而在对这些废旧电容器进行拆解？回收？烘烤？酸洗和焚烧等处理过程中，会产生大量有害物质包括多氯联苯？二噁英和重金属等，严重污染了当地的空气？土壤？水和生物体，对当地居民的健康状况也构成了一定威胁UNEP，2005;UNEP，2006;Robinson，2009;Ogunseitan，2009.
第一节 废旧电容器拆解区农田土壤有机化合物污染
一？废旧电容器拆解区农田土壤多氯联苯污染多氯联苯polychlorinated biphenyls，PCBs是一类多氯代芳烃族化合物，存在209种异构体，被列为？斯德哥尔摩国际公约？首批关注的持久性有机污染物POPs之一.我国在20世纪七八十年代生产的PCBs绝大部分用于生产变压器和电容器等电力设备，目前这些设备已经进入淘汰期，但仍有部分在使用Fuetal.，2003.对这些废旧电力设备的不规范拆卸和使用，以及对含氯塑料的焚烧等都会在环境中形成多氯联苯污染.多氯联苯在环境中的最主要归宿是土壤，尤其是表层土壤.Meijer等2003认为全球环境中存在的PCBs保守估计有21000 吨存在于表层土壤中.而土壤是万物之源，土壤中的PCBs可以通过植物进入食物链，逐级富集放大，最终威胁人体健康.同时土壤中高浓度的PCBs可以通过土气交换？土水交换进入大气？水体，从而对整个环境造成污染Valleetal.，2005.人体暴露于PCBs的主要途径是饮食摄入，如与农田土壤相联系的我国居民的最基本食品——蔬菜.此外，PCBs是典型的亲脂类污染物，容易在动物体内富集，因此人们日常食用的鱼和肉也是饮食摄入PCBs的重要途径Kannanetal.，1994;Juanetal.，2002;Borg？etal.，2005.因此对污染区农田土壤中PCBs的污染状况以及污染区蔬菜？粮食和动物体内PCBs含量的关注显得尤为必要.
1.土壤中多氯联苯的含量以浙江台州为例，2006年11月在该地区峰江镇为主的废旧电容器拆解区布点取样，结果表明在所采集的38个土壤样品中Σ17PCBs的检出率为65.8%，浓度范围为图1G1 土壤中PCBs浓度范围分布ND 未检出，下同~152.8μgkg，远远高于西藏0.625~3.501μgkg 孙维湘等，1986和南极未污染土壤残留0.36~0.59ngg Borghinietal.，2005，中值为3.3μgkg，平均含量是19.9±32.5μgkg，接近瑞典土壤中PCBs的指导值20μgkg 周启星和宋玉芳，2005，高于青岛市所辖10个区市的表层土壤中7种指示性PCBs总量的平均值8.04ngg 耿存珍等，2006.但是，不同样点的土壤PCBs残留存在很大差异，PCBs各浓度范围样点数见图1G1.可以看出，65.8% 25个的供试土壤中PCBs的残留量都低于瑞典土壤中PCBs的指导值20μgkg;仅34.2% 13个的土壤PCBs含量超过该值，受到污染，其中3个点含量超过60μgkg，分别为83.0μgkg？107μgkg和153μgkg，受到严重污染;以上结果说明该地区土壤PCBs仍然是以点源污染为主，但已有了一定范围的扩散.各样点土壤PCBs含量空间分布如图1G2所示，该研究区存在高残留点，并有向周围浓度逐渐降低之势.调查发现，在高残留点附近有一较大的废旧电容器拆卸焚烧场.有研究表明，废物堆放？填埋或焚烧是产生PCBs的重要途径Meijeretal.，2003;Hippeleinetal.，1998.因此，高残留点的PCBs可能主要由含PCBs的废旧电容器拆解焚烧所致，并在当地风向东南和西北风和地形特征西北高山影响下随大气飘移一定的距离而沉降积累于表层土壤中，但也不排除其他途径带来的污染.该污染途径有待进一步深入研究.
2.土壤中多氯联苯组成特征
土壤PCBs的组成与其来源和同系物性质有关.由表1G1可以看出:该地区土壤中PCBs以3~5氯为主，三者占PCBs总量的90.8%，这与前期报道该地区土壤中PCBs以低氯为主相一致，也与该地区拆卸的电容器原油中主要含3~5氯PCBs吻合储少岗等，1995.这些低氯PCBs具有较强的挥发性，较容易挥发到空气中并随着大气的流动漂移一定距离而沉降到土壤，这在一定程度上可以证明该区土壤中PCBs的主要来源是不合理的废旧电容器拆解？焚烧及大气运输沉降.从17种同系物组成来看，除了PCB128和PCB209含量低于检测限外，其他各物质均有不同程度的检出，检出率最高的是PCB28 其平均值为4.43μgkg，其量占PCBs总量的22.2%，PCB77和PCB118次之其平均值分别为5.29μgkg和2.1μgkg，分别占总量的26.6%和10.1%，而PCB128？PCB170？PCB180？PCB200？PCB206？PCB209等高氯代化合物检出率和检出量都很低，且主要位于离污染源较近的高残留样点，周边土壤中几乎没有相应物质的检出，说明可能有少量新的高氯代PCBs输入，而且这些物质水溶性很低，挥发性较弱，吸附性更强，较容易在土壤中长期积累，难以土气交换及运输迁移，也难以自然降解，因而主要在污染源附近检出.值得注意的是，PCB28是七种指示性PCBs之一，PCB77和PCB118属于共平面PCBs，三者都具有较高的毒性，这类PCBs潜在的生物毒性和生态风险应当予以重视.
3.不同土地利用方式下土壤多氯联苯污染状况
由表1G2可以看出，五种土地利用方式下土壤中PCBs检出率均高于60%，残留比较普遍，检出率顺序为菜地果园林灌=荒地水田，残留量顺序为果园水田荒地林灌菜地，均远远高于苏南某非污染地区农田土壤中PCBs的残留水平安琼等，2006，说明当地的拆解业已经对不同土地利用方式的土壤带来了PCBs污染，尤其是直接与农产品安全相关的水田和果园等农业土壤，平均检出量高于其他土地利用方式土壤，分别为23.9μgkg 和33.2μgkg，但是两者的标准偏差也较大，分别是40.58μgkg和35.39μgkg，说明这两种土地利用方式土壤样点间残留差异较大.个别样点靠近污染源，残留较高最高值分别为152.80μgkg和82.90μgkg导致平均值也较高.此外，污水灌溉？化肥农药施用也可能是影响因素.林灌和荒地一方面受高污染点影响较小，另一方面受人类活动干扰也比较小，此外林冠层对大气PCBs有一定的截留效应，所以林灌和荒地的含量相对小于园地和水田，分别为ND~23.7μgkg和ND~30.5μgkg，而莫斯科森林草地和北美天然牧场土壤中6种PCBs的含量分别为2.0~34ngg和5.2~77ngg Wilckeetal，2000;Wilckeetal，2006.菜地土壤PCBs平均含量为9.20μgkg，低于其他几种土地利用方式土壤含量，但已然达到苏南某市非污染区菜地土壤的数十倍，其可能来源为大气沉降？化肥？农药？塑料薄膜及污？？4？ 废旧电容器拆解区农田土壤污染与修复研究水灌溉等.
由图1G3可以看出，不同土地利用方式下土壤PCBs都以3~5氯取代为主，具有相似的残留特征，可见它们可能具有共同的污染来源;6氯和7氯及其以上化合物主要在水田和果园中有少量检出，可能是因为这两种土地利用方式的个别样点在污染源附近，有少量高氯PCBs输入所致;但是受人类活动影响较大的水田？园地和菜地的3~5氯分配与林灌地和荒地略有不同，可能有以下两个方面的原因:一是本书的研究采用随机采样，各土地利用方式下的土壤样点数不同，而且各样点离污染源的距离不同，而有研究指出，不同取代数PCBs随着迁移能力不同及复杂环境的影响在污染源周边地区的分布会偏离原来的组成特征郑晓燕等，2007，所以，同系物分布规律可能会略有不同;二是不同土地利用方式下植物对大气PCBs截留能力不同，不同性质的土壤对PCBs吸附及微生物降解也不同，所以PCBs的输入与损失不同因而最终同系物组成也不同.图1G3 不同土地利用方式下土壤中PCBs同系物分布
二？废旧电容器拆解区农田土壤二噁英污染
二噁英呋喃polychlorinated dibenzo-p-dioxins anddibenzofurans，PCDDFs是目前全球最为关注的？斯德哥尔摩国际公约？中的首批持久性有机污染物POPs，它们具有很高的亲脂性？持久性及明显的生物浓缩与生物蓄积性，可在植物？动物及人体内高度富集.有研究表明，人体吸收的PCDDFs有90%以上来源于食物，食物链是PCDDFs健康风险暴露的主要途径Tomoakietal.，2001.“万物土中生，食以土为本”，农田土壤生物系统成为有害污染物生物毒性得以传递？放大的重要生态载体.因此，研究农田土壤生物系统中PCDDFs的污染现状是正确评价农田生态系统健康风险的重要内容.
近年来，在我国经济快速发展的长江三角洲地区发现有较长历史的露天拆卸废旧变压器？电子洋垃圾及焚烧废弃电缆电线的某高风险污染区，并检测到农田土壤中有PCDDFs的存在，其含量高达2726pggdw和21.3pgTEQgdw TEQ 为北约现代科学委员会规定的毒性当量因子骆永明等，2004.基于农田中PCDDFs很可能通过农作物和农产品进入食物链，并富集放大，最终威胁人体健康的考虑，本书将进一步对该典型污染区农田土壤生物水稻？蔬菜及家禽等系统中多氯代二苯并二噁英呋喃PCDDsFs的污染特征？生物富集及潜在健康风险展开深入调查研究，了解高风险区农田中PCDDFs的生物转移及其潜在风险，为该地区农田生态系统的健康风险评价提供科学依据.
1.典型污染区农田土壤中PCDDFs的含量典型污染区农田土壤中PCDDFs含量和毒性当量分析结果如表1G3所示.从表1G3可知，供试土壤中PCDDFs的总含量和毒性当量范围为425~588pggdw 和15.0~29.4pgTEQgdw，其平均值为556pggdw和20.2pgTEQgdw.污染水平不仅高于一些国家和地区土壤中PCDDFs的平均水平[德国Fiedleretal.，2002:1~3pgTEQgdw，2500个土壤样本;西班牙Eljarratetal.，2001:0.27~2.24pgTEQgdw;加拿大和美国中西部各州Brendanetal.，1990:0.16~0.26pgTEQgdw;日本
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