长江江苏段主干断面污染物健康风险评价_胡冠九

江苏省主要河流市界断面2005年10月水质状况
佚名
【期刊名称】《环境监测管理与技术》
【年(卷),期】2005(17)6
【摘要】2005年10月，江苏省列入市长环保目标责任状考核的主要跨市河流19个市界断面中，有13个断面高锰酸盐指数浓度符合控制目标要求，达标率为68．4％；有6个断面高锰酸盐指数浓度超过控制目标，超标幅度在4％～30％之间，其中镇江入常州的丹金溧漕河黄埝桥断面超标幅度最大。

与上月相比，高锰酸盐指数平均浓度略有上升，其中有12个断面高锰酸盐指数浓度上升，升幅为1％～54％；与2004年同期相比，断面整体达标率略有下降，下降了11个百分点。

地处太湖流域的6个市界断面总磷和总氮平均质量浓度分别为0．134mg／L 和3．49mg／L。

【总页数】1页(P29-29)
【关键词】江苏省;断面;水质状况;河流;高锰酸盐指数;控制目标;平均浓度;数浓度;环保目标;质量浓度
【正文语种】中文
【中图分类】X824;TV732.6
【相关文献】
1.辽河流域省(区)界控制断面水质状况及对策 [J], 杨帆;高峰;闫亮;钱宁
2.河北省七大水系主要河流跨界考核断面及水质目标 [J], 无
3.我省在七大水系主要河流实行跨界断面水质目标考核 [J], 杨青
4.浙江省主要市界交界断面水质评价研究 [J], 刘颖
5.断面水质评价法在内江市主要河流及湖库水环境质量分析中的应用 [J], 周开锡;罗德康
因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

长江表层土壤多氯联苯污染特征及风险评价鲁垠涛;刘明丽;刘殷佐;张士超;向鑫鑫;姚宏【摘要】采用气质联用仪(GC-MS)对长江流域13个干流断面及18个支流断面处沿岸表层土壤样品中的多氯联苯(PCBs)进行测定,分析其残留特征、污染来源和健康风险.结果表明,长江流域表层土中ΣPCBs的含量范围为:1.05～50.11ng/g dw,平均值为5.71ng/g dw,含量处于较低污染水平.干流的PCBs含量从上游到下游呈现逐渐增大的趋势,且PCBs在宜昌、岳阳、武汉、重庆等二三线城市总含量较高.PCB 17,PCB 18,PCB 44,PCB 74,PCB 87的检出率较高,三氯联苯、四氯联苯是主要的同系物,表明长江流域表层土壤主要以低氯联苯污染为主.主成分分析表明研究区域PCBs主要来自于1号国产变压器油、Aorclor1242、1248、大气沉降及地表径流的混合污染源;对长江流域表层土壤健康风险评价表明,PCBs存在较小健康风险,呼吸摄入潜在风险低于经口摄入及皮肤接触.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2018(038)012【总页数】8页(P4617-4624)【关键词】长江流域;多氯联苯;表层土壤;污染特征;风险评价【作者】鲁垠涛;刘明丽;刘殷佐;张士超;向鑫鑫;姚宏【作者单位】北京交通大学土木与建筑工程学院,北京 100044;北京交通大学土木与建筑工程学院,北京 100044;华康昇泰环境科技(北京)有限公司,北京 100010;北京交通大学土木与建筑工程学院,北京 100044;北京交通大学土木与建筑工程学院,北京 100044;北京交通大学土木与建筑工程学院,北京 100044;北京交通大学土木与建筑工程学院,北京 100044【正文语种】中文【中图分类】X53多氯联苯(PCBs)是国际上最关注的首批持久性有机污染物(POPs)之一,具有化学稳定性,耐热性,不可燃性等良好的物理化学性质,曾广泛应用于化工、电力和塑料业[1].同时,PCBs具有环境持久性,生物蓄积性,远距离迁移和高毒性等特征,对人类健康和环境具有严重的危害,被世界卫生组织确认为可能致癌的物质[2-3].长江是世界第三大河流,水资源丰富,长江流域以水为纽带,连接上下游、左右岸、干支流,形成经济社会大系统,今天仍然是连接丝绸之路经济带和21世纪海上丝绸之路的重要纽带.由于近年来长江流域工农业生产,水利建设,城市化等人类活动频繁,造成长江流域水环境污染较为严重,其水质直接影响到周边居民的饮用水安全及工业循环水系统的安全[4].目前对长江水体的研究工作集中体现在水体的富营养化[5-6],重金属污染[7-8]等方面,也有少数学者对长江的POPs污染情况进行了研究[9-13],但多集中在水体及沉积物中,且只局限于小范围内,而针对土壤中PCBs等POPs开展全流域范围的采样,分析等研究工作却较少.本研究从长江上游地区的石鼓镇到长江入海口的镇江段对包括13个干流及18个支流断面沿岸表层土壤进行采集,分析PCBs污染情况,揭示其潜在污染源,为合理规划、利用、保护长江流域提供数据支撑,对深入推动长江经济带发展具有十分重要的理论和现实意义.2014年10月中旬,按照水利部长江水利委员会布设的国家重点控制断面,使用五点采集法,采集长江流域内31个国控断面岸边的表层土壤(0~15cm)样品,采样点信息如图1和表1所示.并根据人口、GDP、行政级别等综合因素对采样点所属城市划分为二、三、四、五线城市.支流包括金沙江、岷沱江、嘉陵江、乌江、黄柏河、洞庭湖及汉江水系.使用丙酮清洗过的不锈钢铲取5个表层土壤(0~15cm)样品进行充分混合,过程中去除其中的杂物,最后取适量装入清洗过的铝盒.样品通过冷藏运回实验室,后放入-20℃的冰箱中冷冻保存.将土壤样品进行冷冻干燥,研磨后过100目不锈钢筛.准确称取10g土样与10g无水硫酸钠放入已萃取过的滤纸袋中,置于索氏提取器,用250mL体积比为1:1的丙酮/正己烷混合溶剂于70℃水浴中提取24h,使溶剂回流速率保持在6次/h左右.萃取液经无水硫酸钠过滤除水后,在水浴温度为(30±1)℃情况下旋转蒸发至2~3mL,浓缩液经净化柱净化(净化柱自下而上依次填充:2cm无水硫酸钠、10g硅胶、2cm 无水硫酸钠),并用120mL体积比为1:1的正己烷/二氯甲烷混合液淋洗出PCBs,淋洗液再次经过旋转蒸发至2~3mL,最后经高纯柔和氮气吹脱至1mL,转移到棕色色谱瓶,密封摇匀,准备GC/MS上机分析.PCBs分析采用气相色谱/质谱联用法(GC/MS).测试仪器为Agilent 6890-5975型气质联用仪,气相设置条件为:色谱柱为DB-5M毛细管色谱(60m´0.25mm´0.25µm),初始温度为70℃保持1.0min,再以10℃/min的速度升温至160℃,最后以2℃/min的速度升至280℃,恒温保持10min.采用恒流无分流进样2.0mL,进样口温度为250℃,传输线温度为280℃,采用内标曲线法进行定量.在样品分析过程中,每11个样品作为一批同时处理1个空白样(无水硫酸钠),分别监测人为影响情况、实验的重视性及方法的回收率.所有空白样品中PCBs含量均低于实际样品中含量的5%,说明实验条件及操作符合要求.采用添加代标指示物(PCB155)及内标指示物(PCB 30、PCB 204)的方法进行样品处理和分析过程的回收率控制,回收率在80.34%~126.28%之间,符合USEPA方法对代标回收率在70%~130%之间的要求.利用Excel 2013与Origin 9.0进行数据基本处理,采用SPSS 19.0进行主成分分析.长江流域31个表层土壤样品(13个干流,18个支流)中PCB均有检出,共检测出66种PCBs同系物.图2为各采样点表层土壤样品处总PCBs的含量.长江流域表层土中Σ66PCBs的浓度范围为1.05~ 50.11ng/g dw,平均值为5.71ng/g dw,其中,干流、支流样品中Σ66PCBs的平均值分别为(4.06±1.60)和(6.89±11.23) ng/g dw.干流土壤浓度变化相对较小,支流土壤存在较大差异.长江干流土壤含量最大点出现在城陵矶,在此采样点附近为城陵矶港外贸码头,途径大量大型货轮,交通污染较为严重,因而推测此处的PCBs污染受交通污染影响较大,主要包括航行过程中油类物体泄露及废气排放等[14].长江流域不同水系表层土中PCBs检出浓度如表2所示,其中,长江干流的上,中,下游PCBs含量范围分别为2.21~4.73ng/g dw, 2.09~6.78ng/g dw, 4.51~6.25ng/g dw,从上游到下游呈现逐渐增大的趋势;支流方面,黄柏河浓度范围为11.90~50.11ng/g dw,远大于其他水系,其次是洞庭湖,其浓度范围为1.72~12.23ng/g dw.最小的为金沙江,其浓度范围为2.39~3.17ng/g dw.黄柏河流域作为葛洲坝水库的一条支流,受水库、流域径流及经济社会发展的多重影响,水环境质量较差[15].洞庭湖是我国的第二大淡水湖,是长江中游的重要吞吐湖泊,入湖河流较多且周围存在化工企业的大量排污,造成一定程度的污染.除了黄柏河和洞庭湖,其它的支流流域土壤中PCBs的浓度接近或小于干流浓度.将研究区域PCBs的污染水平与国内外其他研究地区进行对比,结果如表3所示,长江流域表层土中7种指示性PCBs含量低于德国,英国等国家污染水平,高于土耳其土壤中的PCBs含量.与我国其他地区相比,本研究中PCBs含量高于长江三角洲地区农田土壤,与黄河中下游岸边土壤浓度相似,低于天津,大连等国内其他区域,且远低于荷兰规定的7种指示性PCBs的土壤修复目标值及干预值(分别为20ng/g和1000ng/g ).综上可知,长江流域表层土壤PCBs含量处于较低水平.通过分析各PCBs单体,PCB 17、PCB 18、PCB 44、PCB 74、PCB 87的检出率较高,均达到80%以上,PCB 15、PCB 44、PCB 74检出浓度较高,为优势污染物7种指示性多氯联苯PCB 28,52,101,118, 138,153,180也均有检出,PCB 52检出率最高,达到71.88%,其次为PCB 28,检出率为43.75%.长江流域表层土壤7种指示性PCBs含量为n.d.~0.581ng/g dw,最高点出现在宜昌怡和码头,总PCBs含量最高点晓溪塔7种指示性PCBs含量为0.085ng/g dw,说明各点PCBs单体组成存在一定差异.12种具有高毒性的类二类多氯联苯同系物PCB77、81、105、114、118、123、156、157、167、189、126、169中共有8种检测出,分别为PCB77、81、105、114、118、156、126和169,变化范围为0.05~2.21ng/g dw,占PCBs总含量的0.5%~17.88%,PCB169及126为主要同系物,分别占总二类多氯联苯的74.01%及11.07%.长江流域表层土壤中PCBs同系物组成主要为二氯联苯(39.34%)>四氯联苯(32.47%)>三氯联苯(10.58%)>五氯联苯(9.21%)>六氯联苯(8.41%),其中低氯联苯所占比例较高,这与三峡水库蓄水期长江口的研究结果类似[10].图3为各水系不同PCBs同系物含量及占比情况.不同水系的PCBs同系物含量及组成存在较大差异(图3).其中,二氯联苯为长江干流中的优势同系物,在上、中、下游中所占百分比分别为29.09%,36.56%,40.63%.其中,黄柏河中二氯联苯占有绝对优势,达到80.61%.四氯联苯是金沙江、岷沱江、嘉陵江、乌江、洞庭湖及汉江中占比最大的PCBs同系物,所占比例范围为31.43%~ 65.81%.五氯联苯在环境中易发生脱氯作用形成四氯联苯,而四氯联苯的降解速率较低,因而易形成四氯联苯在环境中的蓄积[24].且由于二氯联苯具有较强的水溶性及挥发性,推测研究区域的二氯联苯大部分是由于大气沉降及地表径流等作用进入长江岸边表层土壤中[25].利用SPSS 10.0对检出率较高的PCBs单体及不同城市的PCBs同系物含量进行主成分分析,分析结果如表4所示.提取特征值大于1的主要因子,分别得到6个及4个主成分,其累计贡献率分别达74.20%及100%(表4).主成分的多元性说明影响着长江流域PCBs含量的因素众多.对不同主成分中PCBs单体的因子载荷进行分析,主成分1中,主要以同系物PCB16+32, 17, 18,53, 66,74为主.目前我国PCBs产品累计约生产10000t,其中9000t 1号变压器油被用于电容器,变压器等封闭半封闭性产品.1000t 2号变压器油被用于油漆添加剂,涂料等开放性产品[26].我国1号变压器油所含PCBs主要以三氯联苯为主,其次是四氯和二氯代联苯[27],与PC1构成类似,推测PC1主要是来自1号国产变压器油的废弃或泄漏.对于主成分2和3,主要以PCB 31+28、42、44、47+48、52为主,均属于三氯联苯及四氯联苯,PCB52是工业Aorclor1242和1248 的最主要成分之一,是环境中四氯联苯的主要来源 [14],因此推断PC2,3是来自于类似美国PCBs产品Aorclor1242和1248的混合物所构成的产品.对于主成分4、5和6,PCB 4+10、6、12+13、15等二氯联苯取值较大,考虑其具有较高的水溶性及挥发性,推测PC4、5和6反映了大气沉降及地表径流等方式带来的PCBs 污染.利用同一城市中不同采样点同系物浓度的算术平均值进行主成分分析,得到4个主成分的方差贡献率(表4).对不同城市的PCBs同系物含量中前两个主成分进行分析(图4),除去宜昌,镇江,仙桃,襄阳外,其余各城市均在PC1取值较大.宜昌和镇江均属于三线城市,二氯联苯所占组分远大于其他同系物(图5),推测其受1号变压器油及远距离输移等影响较大[27].仙桃、襄阳的五、六氯联苯所占组分相对较大(图5),推测其来自于高氯代组分较高的进口PCBs产品,而在其他城市中,大多呈现四氯联苯占优势的情形,推测Aorclor1242和1248的混合物是其他城市PCBs主要来源.主成分分析结果同黄河中下游流域表层土中PCBs的来源类似[14].另外,宜昌、岳阳、武汉、重庆、镇江等二三线城市总含量较高,五线城市PCBs含量明显低于其他城市,且四氯联苯为优势同系物.PCBs的浓度和同系物组成在不同城市间存在很大的差异(图5).这主要是因为每个城市在PCBs产品的使用上存在一定差异,城市级别不同造成PCBs含量的差异说明城市发展程度对于PCBs的污染及传播存在一定程度的影响.宜昌市PCBs总浓度高于其他城市,电力,化工产业为宜昌市的支柱产业[28],必然存在较多数量的PCBs[29]的使用及历史残留.环境健康风险分析已广泛应用于世界各地的陆地土壤.本研究根据美国毒物与疾病登记署(ATSDR)提出的框架进行了环境癌症和非癌症风险的评估,土壤摄入PCBs 主要包括经口摄入(EDI 经口),呼吸暴露(EDI 呼吸)和皮肤接触(EDI 皮肤)3种主要暴露途径导致的不良健康影响(致癌和非致癌)的发生,其长期暴露量EDI的估算公式及相关参数如下[14,29]:式中:EDI为长期日摄入量,mg/(kg∙d);Cs为土壤中PCBs含量,mg/kg;IRs为土壤的日摄入量,成人50mg/d,儿童100mg/d;CF为转换系数,10-6kg/mg; EF为暴露频率,365d/a;ED为暴露时间,成人24a,儿童6a;BW为体重,成人60kg,儿童15kg;AT 为平均作用时间,非致癌:成人8760d,儿童2190d,致癌: 25550d;SA为可能接触土壤的皮肤面积,成人5700cm2/d,儿童2800cm2/d;AF为皮肤对土壤的吸附系数,成人0.07mg/cm2,儿童0.2mg/cm2;ABS为皮肤吸收系数,无量纲,参考值为0.13;IRt 为呼吸速率,成人16m3/d,儿童8m3/d;PEF为土壤尘扩散因子,1.32×109m3/k g. 根据每种暴露途径下人体的长期摄入剂量进行癌症风险的计算.非致癌风险通常用风险指数(HI)表示,致癌风险通常使用风险值(CR)来表示,计算公式如以下所示[30-31]:式中:RfDi为污染物通过某种暴露途径的慢性参考剂量,取值为0.00002(kg∙d)/mg;SFi为污染物通过某种暴露途径的致癌斜率因子,经口及皮肤接触取值2mg/(kg∙d);经呼吸摄入取值0.00218mg/(kg∙d).计算结果表明,长江流域内成人经土壤摄入PCBs产生的非致癌风险系数HI为3.42×10-4~ 2.12×10-2,平均值为2.23×10-3,儿童摄入PCBs的HI为2.05×10-3~1.44×10-1,平均值为1.46×10-2.长江流域沿岸土壤中PCBs的非致癌风险指数小于1,故长江流域沿岸土壤中PCBs的非致癌风险指数较小.成人经土壤摄入PCBs 所产生的致癌风险系数CR为1.37×10-8~8.48×10-7,平均值为7.72×10-8,儿童摄入PCBs的CR为8.18×10-8~5.75×10-6,平均值为5.84× 10-7,一般当癌症风险水平处于10-6~10-4之间时表明有潜在的健康风险,当癌症风险水平高于10-4时表明存在很高的潜在健康风险,因而长江土壤PCBs致癌风险也处于较低水平.儿童的非致癌及致癌风险均大于成人.表5为不同途径摄入产生的潜在健康风险,由表可知,成人及儿童经过3种途径摄入的潜在非致癌风险为:经口摄入≈皮肤接触>呼吸摄入,成人潜在致癌风险为:经口摄入≈皮肤接触>呼吸摄入,儿童潜在致癌风险则为:经口摄入>皮肤接触>呼吸摄入.整体来说,呼吸摄入引起的风险较低.根据土壤中PCBs的浓度计算长江不同区域人群摄入PCBs产生的非致癌及致癌风险系数如图7所示,整体来看,各区域的HI及CR均处于较低风险水平.长江干流土壤中PCBs引起的致癌风险为下游>中游>上游,支流土壤中以黄柏河构成的健康风险最大,其他区域的健康风险处于相似水平.儿童所经受的非致癌风险及致癌风险均大于成人,应作为重点关注人群.3.1 长江流域13个干流及18个支流表层土壤中共检出66种PCBs同系物,Σ66PCBs的平均值为5.71ng/g dw(1.05~50.11ng/g dw).干流PCBs含量从上游到下游呈现逐渐增大的趋势,其中三氯联苯、四氯联苯是主要的同系物.3.2 宜昌、岳阳、武汉、重庆等二三线城市PCBs总含量较高,城市发展程度对于PCBs的污染及传播存在一定程度的影响.3.3 主成分分析表明研究区域PCBs主要来自于1号国产变压器油,Aorclor1242、1248,大气沉降及地表径流的混合污染源.3.4 健康风险评价结果表明,长江流域表层土壤中PCBs存在较小健康风险,且呼吸摄入潜在风险低于经口摄入及皮肤接触.[1] Haddaoui I, Mahjoub O, Mahjoub B, et al. Occurrence anddistribution of PAHs, PCBs, and chlorinated pesticides in Tunisian soil irrigated with treated wastewater [J]. Chemosphere, 2016,146:195-205. [2] Van D B M, Birnbaum L, Bosveld A T, et al. Toxic equivalency factors (TEFs) for PCBs, PCDDs, PCDFs for humans and wildlife. [J]. Environmental Health Perspectives, 1998,106(12):775.[3] WH Organization. Polychlorinated biphenyls and terphenyls. Environmental Polychlorinated biphenyls and terphenyls. Environmental Health Criteria, 140 [S]. Geneva, 1993.[4] Hu X, Shi W, Cao F, et al. Bioanalytical and instrumental analysis of estrogenic activities in drinking water sources from Yangtze River Delta. [J]. Chemosphere, 2013,90(7):2123-2128.[5] 罗小勇,李斐,涂敏.长江流域湖库富营养化与防治对策研究[J]. 水利发展研究, 2010,(5):36-38.[6] 张智,曾晓岚,王利利,等.泥沙沉降对水库富营养化指标的影响[J]. 中国环境科学, 2007,27(2):213-216.[7] 朱圣清,臧小平.长江主要城市江段重金属污染状况及特征[J]. 人民长江, 2001,32(7):58-62.[8] 李磊,平仙隐,王云龙,等.长江口及邻近海域沉积物中重金属研究——时空分布及污染分析[J]. 中国环境科学, 2012,32(12):2245- 2252.[9] 许士奋,蒋新,冯建,等.气相色谱法测定长江水体悬浮物和沉积物中有机氯农药的残留量[J]. 环境科学学报, 2000,20(4):494-498.[10] 高硕晗,陈静,司政,等.三峡水库蓄水期长江口多氯联苯的污染特征[J]. 中国环境科学, 2013,33(11):2062-2068.[11] 杨嘉谟,王赟,苏青青.有机氯农药在长江武汉段的残留状况调查[J]. 武汉工程大学学报, 2004,26(4):38-41.[12] 李昆,赵高峰,周怀东,等.枯、平、丰水期长江3条支流表层水中多氯联苯的分布特征及风险评价[J]. 环境科学, 2012,33(8):2574- 2579.[13] Zhang T, Yang W L, Chen S J, et al. Occurrence, sources, and ecological risks of PBDEs, PCBs, OCPs, and PAHs in surface sediments of the Yangtze River Delta city cluster, China. [J]. Environmental Monitoring & Assessment. 2014,186(8):5285-5295.[14] 卢双,张旭,裴晋,等.黄河中下游流域表层土壤中多氯联苯的残留特征[J]. 中国环境科学, 2016,36(9):2741-2748.[15] 李国卿,王胜.黄柏河流域的水环境问题及治理对策[J]. 资源节约与环保, 2013,(1):43-44.[16] Wang D, Yang M, Jia H, et al. Levels, distributions and profiles of polychlorinated biphenyls in surface soils of Dalian, China [J]. Chemosphere, 2008,73(1):38-42.[17] 王祥云,邓勋飞,杨洪达,等.金华城区土壤中7种指示性多氯联苯(PCBs)的分布特征和来源分析[J]. 农业环境科学学报, 2012,(8): 1512-1518.[18] Zhang H B, Luo Y M, Wong M H, et al. Concentrations and possible sources of polychlorinated biphenyls in the soils of Hong Kong [J]. Geoderma, 2007,138(3/4):244-251.[19] Manz M, Wenzel K D, Dietze U, et al. Persistent organic pollutants in agricultural soils of central Germany [J]. Science of The Total Environment, 2001,277(1–3):187-198.[20] Salihoglu G, Tasdemir Y. Prediction of the PCB pollution in the soils of Bursa, an industrial city in Turkey [J]. Journal of Hazardous Materials,2009,164(2/3):1523-1531.[21] 周婕成,毕春娟,陈振楼,等.上海崇明岛农田土壤中多氯联苯的残留特征[J]. 中国环境科学, 2010,30(1):116-120.[22] Harrad S J, Sewart A P, Alcock R, et al. Polychlorinated biphenyls (PCBs) in the British environment: Sinks, sources and temporal trends [J]. Environmental Pollution, 1994,85(2):131-146.[23] 莆元华,安琼,栗辉,等.长江三角洲典型地区农田土壤中多氯联苯残留状况[J]. 环境科学, 2006,27(3):528-532.[24] 黄宏,尹方,吴莹,等.长江口表层沉积物中多氯联苯残留和风险评价[J]. 同济大学学报(自然科学版), 2011,39(10):1500-1505.[25] 高硕晗,陈静,司政,等.三峡水库蓄水期长江口多氯联苯的污染特征[J]. 中国环境科学, 2013,33(11):2062-2068.[26] Xing Y, Lu Y, Dawson R W, et al. A spatial temporal assessment of pollution from PCBs in China [J]. Chemosphere, 2005,60(6):731.[27] 降巧龙,周海燕,徐殿斗,等.国产变压器油中多氯联苯及其异构体分布特征[J]. 中国环境科学, 2007,27(5):608-612.[28] 张俊.宜昌市产业发展研究[J]. 经济论坛, 2006,7(8):17-19.[29] Wu J, Jian L, Luo Y, et al. An overview on the organic pollution around the Qinghai-Tibet plateau: The thought-provoking situation [J]. Environment International, 2016,97:264-272.[30] 陈晓荣,王洋,刘强,等.不同工业城市郊区菜地土壤中多氯联苯的残留现况与健康风险评价[J]. 土壤与作物, 2016,5(1):14-23.[31] 王攀菲,何佳军,高敏,等.珠江流域人群对典型EDCs的暴露及致癌风险评价[J]. 中国环境科学, 2014,34(5):1322-1327.【相关文献】[1] Haddaoui I, Mahjoub O, Mahjoub B, et al. Occurrence and distribution of PAHs, PCBs, and chlorinated pesticides in Tunisian soil irrigated with treated wastewater [J]. Chemosphere, 2016,146:195-205.[2] Van D B M, Birnbaum L, Bosveld A T, et al. Toxic equivalency factors (TEFs) for PCBs, PCDDs, PCDFs for humans and wildlife. [J]. Environmental Health Perspectives,1998,106(12):775.[3] WH Organization. Polychlorinated biphenyls and terphenyls. Environmental Polychlorinated biphenyls and terphenyls. Environmental Health Criteria, 140 [S]. Geneva, 1993.[4] Hu X, Shi W, Cao F, et al. Bioanalytical and instrumental analysis of estrogenic activities in drinking water sources from Yangtze River Delta. [J]. Chemosphere,2013,90(7):2123-2128.[5] 罗小勇,李斐,涂敏.长江流域湖库富营养化与防治对策研究[J]. 水利发展研究, 2010,(5):36-38.[6] 张智,曾晓岚,王利利,等.泥沙沉降对水库富营养化指标的影响[J]. 中国环境科学,2007,27(2):213-216.[7] 朱圣清,臧小平.长江主要城市江段重金属污染状况及特征[J]. 人民长江, 2001,32(7):58-62.[8] 李磊,平仙隐,王云龙,等.长江口及邻近海域沉积物中重金属研究——时空分布及污染分析[J]. 中国环境科学, 2012,32(12):2245- 2252.[9] 许士奋,蒋新,冯建,等.气相色谱法测定长江水体悬浮物和沉积物中有机氯农药的残留量[J]. 环境科学学报, 2000,20(4):494-498.[10] 高硕晗,陈静,司政,等.三峡水库蓄水期长江口多氯联苯的污染特征[J]. 中国环境科学, 2013,33(11):2062-2068.[11] 杨嘉谟,王赟,苏青青.有机氯农药在长江武汉段的残留状况调查[J]. 武汉工程大学学报, 2004,26(4):38-41.[12] 李昆,赵高峰,周怀东,等.枯、平、丰水期长江3条支流表层水中多氯联苯的分布特征及风险评价[J]. 环境科学, 2012,33(8):2574- 2579.[13] Zhang T, Yang W L, Chen S J, et al. Occurrence, sources, and ecological risks of PBDEs, PCBs, OCPs, and PAHs in surface sediments of the Yangtze River Delta city cluster, China. [J]. Environmental Monitoring & Assessment. 2014,186(8):5285-5295.[14] 卢双,张旭,裴晋,等.黄河中下游流域表层土壤中多氯联苯的残留特征[J]. 中国环境科学, 2016,36(9):2741-2748.[15] 李国卿,王胜.黄柏河流域的水环境问题及治理对策[J]. 资源节约与环保, 2013,(1):43-44.[16] Wang D, Yang M, Jia H, et al. Levels, distributions and profiles of polychlorinated biphenyls in surface soils of Dalian, China [J]. Chemosphere, 2008,73(1):38-42.[17] 王祥云,邓勋飞,杨洪达,等.金华城区土壤中7种指示性多氯联苯(PCBs)的分布特征和来源分析[J]. 农业环境科学学报, 2012,(8): 1512-1518.[18] Zhang H B, Luo Y M, Wong M H, et al. Concentrations and possible sources of polychlorinated biphenyls in the soils of Hong Kong [J]. Geoderma, 2007,138(3/4):244-251.[19] Manz M, Wenzel K D, Dietze U, et al. Persistent organic pollutants in agricultural soils of central Germany [J]. Science of The Total Environment, 2001,277(1–3):187-198. [20] Salihoglu G, Tasdemir Y. Prediction of the PCB pollution in the soils of Bursa, an industrial city in Turkey [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,164(2/3):1523-1531. [21] 周婕成,毕春娟,陈振楼,等.上海崇明岛农田土壤中多氯联苯的残留特征[J]. 中国环境科学, 2010,30(1):116-120.[22] Harrad S J, Sewart A P, Alcock R, et al. Polychlorinated biphenyls (PCBs) in the British environment: Sinks, sources and temporal trends [J]. Environmental Pollution,1994,85(2):131-146.[23] 莆元华,安琼,栗辉,等.长江三角洲典型地区农田土壤中多氯联苯残留状况[J]. 环境科学, 2006,27(3):528-532.[24] 黄宏,尹方,吴莹,等.长江口表层沉积物中多氯联苯残留和风险评价[J]. 同济大学学报(自然科学版), 2011,39(10):1500-1505.[25] 高硕晗,陈静,司政,等.三峡水库蓄水期长江口多氯联苯的污染特征[J]. 中国环境科学, 2013,33(11):2062-2068.[26] Xing Y, Lu Y, Dawson R W, et al. A spatial temporal assessment of pollution from PCBs in China [J]. Chemosphere, 2005,60(6):731.[27] 降巧龙,周海燕,徐殿斗,等.国产变压器油中多氯联苯及其异构体分布特征[J]. 中国环境科学, 2007,27(5):608-612.[28] 张俊.宜昌市产业发展研究[J]. 经济论坛, 2006,7(8):17-19.[29] Wu J, Jian L, Luo Y, et al. An overview on the organic pollution around the Qinghai-Tibet plateau: The thought-provoking situation [J]. Environment International,2016,97:264-272.[30] 陈晓荣,王洋,刘强,等.不同工业城市郊区菜地土壤中多氯联苯的残留现况与健康风险评价[J]. 土壤与作物, 2016,5(1):14-23.[31] 王攀菲,何佳军,高敏,等.珠江流域人群对典型EDCs的暴露及致癌风险评价[J]. 中国环境科学, 2014,34(5):1322-1327.Characteristics and health risk assessment of polychlorinated biphenyls in surface soil of the Yangtze River.。

吴淞江（江苏段）整治工程环境影响评价简本一、基本情况项目名称：吴淞江（江苏段）整治工程建设单位：江苏省水利厅环评机构：南京国环科技股份有限公司项目简述及主要环评内容：（1）建设项目情况简述；（2）建设项目对环境可能造成影响的概述；（3）预防或者减轻不良环境影响对策和措施要点；（4）环境影响报告书提出的环境影响评价结论要点。

二、项目环评基本情况1、工程概况工程自瓜泾口出太湖，向东经瓜泾港，穿京杭运河，利用吴淞江现有河道拓浚至苏沪交界与上海段河道相接。

主要有吴淞江河道拓浚整治61.7km，包括堤防长度126.31km，堤顶防汛道路长度110.15km，新建护岸106.31km，新设支河口门建筑物52座，拆建支河口门建筑物47座，拆建桥梁11座；苏申外港线北段堤防加固17.24km，堤顶防汛道路长度13.46km，新建护岸14.94km，新设支河口门建筑物15座，拆建支河口门建筑物2座，不涉及拆建桥梁；改建瓜泾口枢纽（32m节制闸、船闸拆除重建、100m3/s太湖口提水泵站、穿运河输水隧洞）；影响处理工程包括新开河道900m和新建闸站2座。

工程建设涉及永久征地7118.16亩，临时占地12917.11亩。

工程影响移民120户，搬迁人数618人，规划安置移民123户计626人，拆迁各类居房8.80万m2，集中安置122户计624人，影响各类企事业单位314家，影响房屋面积合计37.14万m2。

工程静态总投资1999561万元，其中：河道及建筑物工程986371万元，桥梁工程272438万元，影响处理工程3167万元，征地及移民安置补偿708030万元，水土保持11443万元，环境保护15296万元，自动化管理系统2041万元，水文及水质监测设施774万元。

2、拟建场址环境现状（1）大气环境本项目共布设5个监测点，SO2、NO2、TSP、PM10、NH3、H2S等因子均能满足相应标准，为出现超标情况，项目评价区内大气环境质量现状良好。

扬州入江支流断面CODCr和CODMn相关性分析摘要：地表水中的高锰酸盐指数（COD Mn）和化学需氧量（COD Cr）是地表水环境监测中的重要指标。

将2021年1月至2023年2月的高锰酸盐指数和化学需氧量值数据分别进行了相关性分析，通过相关系数分析和F 检验，进一步的表明高锰酸盐指数和化学需氧量线性关系具有非常明显的相关性,为水质数据分析和综合评价提供参考。

而且够通过高锰酸盐的指数对化学需氧量进行一定的研究和推算，并且对于水质的检测工作也有非常大的作用和影响。

Permanganate index(PI) and Chemical oxygen demand(COD) of surface water are important indicators in surface water environmental monitoring. The data of Permanganate index and Chemical oxygen demand from January 2021 to February 2023 were analyzed respectively, Through correlation coefficient analysis and F-test, it further shows that the linear relationship between Permanganate index and Chemical oxygen demand has a very obvious correlation, which provides a reference for water quality data analysis and comprehensive evaluation. Moreover, it can conduct certain research and calculation on Chemical oxygen demand through the index of Permanganate, and it also has a great role and impact on the detection of water quality.关键词:高锰酸盐指数；化学需氧量；线性相关；F 检验Key words：Permanganate index,Chemical oxygen demand;linear correlation;F-test Permanganate index,Chemical oxygen demand;linear correlation;F-test引言化学需氧量（COD Cr）是在一定的条件下，在一定条件下，经重铬酸钾氧化处理时，水样中的溶解性物质和悬浮物所消耗的重铭酸盐相对应的氧的质量浓度。

关于建立生态建设示范区生态环境质量综合评价体系的初步思
考
胡冠九;柏仇勇;黎刚;陈素兰;周春宏;常卫民;范迪富;廖启林
【期刊名称】《环境科学与管理》
【年(卷),期】2005(030)006
【摘要】文章介绍了我国生态示范区的建设情况以及生态环境质量评价的概念、
方法及应用,指出了现有生态示范区生态环境质量评价体系的不足,立足于土壤、水、气、生物等系统环境,提出了江苏省生态建设示范区生态环境质量综合评价指标体
系的初步框架.
【总页数】3页(P70-72)
【作者】胡冠九;柏仇勇;黎刚;陈素兰;周春宏;常卫民;范迪富;廖启林
【作者单位】江苏省环境监测中心,江苏,南京,210036;江苏省环境监测中心,江苏,南京,210036;江苏省环境监测中心,江苏,南京,210036;江苏省环境监测中心,江苏,南京,210036;江苏省环境监测中心,江苏,南京,210036;江苏省环境监测中心,江苏,南京,210036;江苏省地质调查研究院,江苏,南京,210018;江苏省地质调查研究院,江苏,南京,210018
【正文语种】中文
【中图分类】X32
【相关文献】
1.扣紧创新主题建设特色鲜明的生态示范区——江苏省盱眙县生态建设的实践与思考 [J], 胡爱华
2.建立中药药理效应综合评价体系的初步设想 [J], 李勇敏;韩育明;朱克俭;彭淑珍;谭光波
3.保障教学质量建立普通高校教学质量综合评价体系 [J], 纪花
4.扣紧创新主题建设特色鲜明的生态示范区——江苏省盱眙县生态建设的实践与思考 [J], 胡爱华
5.农村生态环境质量指标体系的初步探讨——云南省元谋县生态环境质量评价 [J], 曾广权;李宏文
因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

彗星试验检测区域水源有机污染致突变量厉以强;胡冠九;李兆利;姜巍巍;孔志明【摘要】采用彗星试验检测了区域水源有机污染对人血淋巴细胞的致突变性,探讨了水源风险的评价方法.结果表明:Cr(Ⅵ)对人外周血淋巴细胞有强的致突变作用,并具有明显的剂量-效应关系;Cr(VI)剂量的对数与人外周血淋巴细胞DNA损伤的程度呈线性相关.可以用Cr(Ⅵ)作为阳性参照物量化表征水中有机污染混合物对人血淋巴细胞的致突变性.现行<地表水环境质量标准>、<污水综合排放标准>中Cr(VI)的限值可以用于评价水体中有机污染对人体健康的风险.【期刊名称】《生态毒理学报》【年(卷),期】2010(005)004【总页数】6页(P563-568)【关键词】彗星试验;水;有机污染;致突变【作者】厉以强;胡冠九;李兆利;姜巍巍;孔志明【作者单位】江苏省环境监测中心,南京,210036;南京大学环境学院,南京,210093;江苏省环境监测中心,南京,210036;南京大学环境学院,南京,210093;中国科学院生态环境研究中心,环境水质学国家重点实验室,北京,100085;中国科学院生态环境研究中心,环境水质学国家重点实验室,北京,100085;南京大学环境学院,南京,210093【正文语种】中文【中图分类】X8301 引言（Introduction）水体有机污染是当前引起广泛重视的环境问题，其远期健康危害已成为人们关注的热点.目前国家标准（中国环境科学研究院，2002;金银龙等，2007;国家环境保护局，1996;2002）中规定的方法主要是基于水中已知污染物浓度的化学分析，并对照水质标准与优先污染物名单（中国环境优先监测研究课题组，1989;傅德黔等，1990;王晓燕和尚伟，2002;徐晓琳等，2003）进行评价，所报道的主要是污染程度，不能提供暴露于其中所引起的“三致”效应等健康风险的信息.此外，由于有毒污染物为数众多、含量极低，不可能对每一种污染物逐个进行化学分析，因此将生物毒性测试作为水质安全性评价的补充手段是当前水质评价的新趋势，并已被广泛应用（Ma et al.,2000；饶凯锋等，2005）.本文采用彗星试验检测典型区域内水源水和污染源废水有机污染对人外周血淋巴细胞的DNA损伤，探讨其与阳性致突变物Cr（VI）致人血淋巴细胞DNA损伤的剂量-效应关系及Cr（VI）水质标准限值的关联，尝试用Cr（VI）剂量定量表征水体有机污染的致突变性大小，评价有机污染对人体健康的风险.2 材料与方法（Materials and methods）2.1 试验生物材料健康人外周肝素抗凝全血，测试当日取自南京红十字血液中心采血车.2.2 样点布设、水样采集与预处理选择长江江苏泰州段为典型区域，在主干断面设3个采样点，上游泰兴开发区水源地设1个采样点，BJ污水处理厂与JJ市纳污河JW港入长江排口各设1个采样点.2005年1月于上述点位采样，长江主干断面和水源地采水20L，污染源采水4L.静置24h，过滤去除悬浮颗粒，通过XAD-2树脂吸附柱富集，控制流速在30~40mL·min-1；N2排除水分，以甲醇、丙酮、二氯甲烷洗脱；洗脱液用氮吹仪在50℃条件下浓缩，吹干；再用二甲基亚砜（DMSO）溶解，定容至4.0mL，避光保存于-18℃冰箱中备用.2.3 试验方法2.3.1 人外周血淋巴细胞的分离与染毒淋巴细胞的分离与染毒参照文献的方法（厉以强等，2005）.将新鲜肝素抗凝血按血量1/3加入3%的新配明胶溶液于离心管内混匀，立即垂直置于37℃恒温水浴，自然沉降约30min.吸取淡黄色淋巴细胞层0.2mL于事先装有0.8mL PBS缓冲液的1.5mL微量离心管中，3000rpm离心3min，弃去上清，加入0.9mL PBS及0.1mL水样浓集物，37℃染毒1h.每个水样设3个剂量（即相当于原水样20mL、100mL、500mL/管）.染毒后 3000rpm离心3min，弃去上清，沉积细胞置4℃冰箱中备用.同时作DMSO（20%）溶剂对照.用苔盼蓝染色观察细胞存活率.2.3.2 彗星试验彗星试验采用王民生（1996）报道的方法.铺好胶层的玻片在冷细胞裂解液裂解1h后，在碱性电泳液（pH＝13.0）中静置，解旋20min.调节电压为25V，电流为300mA，电泳30min.以上各步骤应在红光或黄光下进行，以免产生额外的DNA损伤.电泳后，经中性缓冲液中和，在24h内，每张玻片以50μL溴乙锭（EB）染色，荧光显微镜下观察.每组至少5个平行，每个平行至少拍摄20个图像.典型彗星图像如图1所示.2.3.3 数据统计分析采用彗星图像分析软件CASP分析彗尾DNA含量（Tail DNA%,TD）、彗尾长（Tail Length, TL）、尾矩（Tail Moment,TM）和Olive尾矩（Olive Tail Moment,OTM），采用Mann-Whitney U检验比较各剂量组与对照组之间的DNA损伤差异.2.4 阳性物致人血淋巴细胞DNA损伤的剂量关系以Cr（VI）为标准阳性致突变物，1.5mL微量离心管为容器，按5倍递增的等对数方式设7个剂量组和1个对照组：0.004μg/管、0.02μg/管、0.1μg/管、0.5μg/管、2.5μg/管、12.5μg/管、62.5μg/管7个剂量组和1个对照组，测试预设系列的Cr（VI）对人外周血淋巴细胞的DNA损伤.对测试结果进行数据统计分析和显著性差异检验，建立Cr（VI）与Olive尾矩的相关方程，作标准曲线，表征Cr（VI）与人外周血淋巴细胞DNA损伤的剂量-效应关系.2.5 水样有机浓集物的致突变量将上述水样有机浓集物按1:5倍方式分别稀释至适当浓度，进行预试验；选择合适的剂量组测试其对人外周血淋巴细胞的DNA损伤，以各样品Olive尾矩代入相关方程，求得其对应的Cr（VI）剂量，表示样品中有机污染物对人外周血淋巴细胞的致突变量.3 结果与分析（Results and analysis）3.1 Cr（VI）致人外周血淋巴细胞DNA损伤相关方程Cr（VI）对人外周血淋巴细胞的DNA损伤如表1所示.从表1可看出，除0.004μg/管外，各剂量组TD、TL和OTM与对照组相比，均有极显著性差异（p<0.01），进一步的分析表明，DNA损伤与 Cr（VI）剂量存在显著的剂量-效应关系；多重比较显示，除12.5μg/管62.5μg/管剂量组之间外，各剂量组OTM 之间也存在显著性差异（p<0.05）.以上结果表明，一定剂量以上的Cr（VI）对人外周血淋巴细胞有致突变作用，且存在显著的剂量-效应关系.建立Cr（VI）与Olive尾矩的相关方程，相关性检验显示，Cr（VI）剂量的自然对数与其对人外周血淋巴细胞DNA损伤的程度呈线性相关（r= 0.9949，y=0.8794Ln（x）+5.081，图2）.表1 Cr（VI）对人外周血淋巴细胞的DNA损伤Table 1 DNA damage of human peripheral blood lymphocyte exposed to Cr（VI）注：数据以mean±SD表示；**表示与对照组比较，p<0.01；OTM列中各剂量组之间进行多重比较，相同字母表示无显著差异，不同字母表示差异显著，显著性水平为0.05试验组编号 Cr（VI）染毒剂量/（μg/管）TD/% TL/μm OTM/μm CK 对照3.30±0.394.85±0.44** 0.45±0.05 1 0.004 4.34±0.41 6.55±0.61**0.61±0.06a 2 0.02 12.68±0.92** 19.22±1.57** 2.26±0.20**,b 3 0.118.70±1.78** 22.97±2.01** 3.70±0.44**,c 4 0.5 21.04±1.97** 27.26±2.35** 4.54±0.58**,d 5 2.5 25.38±1.67** 33.42±2.07** 6.04±0.57**,e 6 12.533.27±2.23** 35.35±1.99** 8.26±0.73**,f 7 62.5 34.79±1.99** 38.91±2.05** 9.04±0.74**,f3.2 典型水样中有机物对人外周血淋巴细胞的DNA损伤以长江泰州段为典型区域，取BJ污水处理厂、JJ市JW港水样的有机浓集物，按1:5倍方式分别稀释至适当浓度，进行预试验，再选择合适的剂量组测试其对人血淋巴细胞的DNA损伤；取泰兴开发区水厂取水口、江阴大桥下游5km处长江干流水样有机浓集物，按500mL水/管剂量测试其对人血淋巴细胞的DNA损伤，测试结果见表2.从表中可看出，各水样剂量组与对照组相比，均有极显著性差异（p<0.01），说明各水样中的有机浓集物对人外周血淋巴细胞均具有明显的致突变作用.3.3 特征水样中有机物致突变量的估算与评价将表2的典型区域特征水样中有机浓集物对人外周血淋巴细胞DNA损伤测试结果与图2的Cr（VI）对人血淋巴细胞DNA损伤相关方程进行对比研究，估算出与各水样的OTM相当的Cr（VI）剂量，来表示水样中有机物对人外周血淋巴细胞的致突变量,估算结果见表3.表2 典型区域特征水样中有机物对人外周血淋巴细胞的DNA损伤Table 2 DNA damage of human peripheral blood lymphocyte exposed to organics in representative area water注：数据以mean±SD表示；**表示与对照组比较，p<0.01样品来源及类别染毒剂量/（mL水/管）TD/% TL/μm OTM/μm DMSO 对照2.61±0.27 5.38±0.36 0.45±0.09泰兴开发区水源水500 15.27±1.73** 26.98±4.01** 3.51±0.48**南侧江阴大桥下游长江500 26.88±2.01**34.67±2.37** 5.28±0.16**中泓江阴大桥下游长江500 30.17±2.71**34.27±2.99** 6.17±0.44**北侧江阴大桥下游长江500 27.47±2.21**35.73±2.79** 6.60±0.22** BJ污水厂污染源100 30.19±3.22** 35.98±3.46** 7.37±0.97** JJ市JW港污染源20 32.10±3.27** 40.30±0.91** 8.45±1.02**表3 典型水样中有机物致突变量的估算Table 3 Measure of mutagenic effecton organics in representative water samples注：估算公式：y=0.8794Ln（x）+5.081，p<0.01，y为减对照后OTM；x为Cr（VI）剂量致突变量Cr（VI）/（μg·L-1水）对照 0.45泰兴开发区 500 3.51 3.06 0.100 0.201江阴大桥下游长江南侧 500 5.28 4.83 0.752 1.503江阴大桥下游长江中泓 500 6.17 5.72 2.068 4.136江阴大桥下游长江北侧 500 6.60 6.15 3.372 6.745 BJ污水厂 100 7.376.92 8.09 80.9 JJ市JW港 20 8.45 8.00 27.64 1382样品来源染毒剂量/（mL水样/管）OTM/μm 减对照后OTM /μm OTM相当的Cr（VI）量/μg从表3中可以看出，若以Cr（VI）致突变性的大小来衡量，泰兴市开发区水源水与江阴大桥下游5km处长江干流水样中的有机污染物产生的DNA损伤较低，所对应的Cr（VI）浓度，低于《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）表1中Ⅰ类水标准限值（0.01mg·L-1），因此这两处水源中的有机污染物风险不大；TX市BJ污水处理厂废水中的有机污染物产生的DNA损伤则较大，所对应的Cr（VI）浓度，大于《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）表1中Ⅳ类水标准限值（0.05mg·L-1），这说明BJ污水处理厂废水中的有机污染物已有较大的风险；而JJ市JW港废水中的有机污染物产生的DNA损伤则最高，所对应的Cr（VI）浓度，超过《污水综合排放标准》（GB8978-1996）中第一类污染物Cr（VI）的最高允许排放浓度（0.5mg·L-1） 1.76倍，风险很大，并且由于JJ市JW港废水未经处理直排长江，每天约2次，每次1h左右，经常在江阴大桥上游的长江北侧形成数百米长的污染带，有时污染带甚至穿过江阴大桥，对长江水质的威胁很大，因此必须迅速加强对JJ市JW港的环境整治和废水治理.4 讨论（Discussion）随着痕量有机物富集和检测技术发展，自饮用水中发现的有机物种类越来越多，其中不少对人体健康具有较强的危害作用（朱惠刚，1987）.但是对于这些痕量有机污染物，仅基于化学分析，不能为我们提供暴露于这些低剂量污染物所引起的致癌效应和非致癌效应等健康风险方面的信息（骆坚平等，2007）.这是因为：首先，某些遗传毒物由于其理化性质及在环境中浓度很低或降解为某些未知产物，理化分析非常复杂困难，因而环境样品的生物试验常常显示有致突变性，但不能用理化方法检测出来；第二，环境化学物中遗传毒物仅占一小部分，如要单独分离检测难度很大；第三，环境中遗传毒物对生物体的作用往往不是单个物质的作用，而是多个物质的联合作用，仅用理化分析不能提供化学混合物中各组分对生物活性综合效应的资料（印木泉，2002）.因此，用常规的理化指标或少数有机毒物的最高允许浓度来评价饮用水水质，不能客观反映环境污染化学混合物对人体健康的潜在危害. 对于水体有机污染致突变性的检测评估，一般采用体外短期生物测试系统进行，如Ames试验、SOS试验、微核试验、V79细胞致突变试验等（张俊然等，1997），但这些方法多限于对水样遗传毒性进行定性分析，而对其所表述的健康风险进行定量研究的目前还很少（骆坚平等，2007）.本文将环境水样中有机污染物混合物对生物细胞的毒性联合作用视作黑箱（刘明轩，1999），研究水样有机浓集物诱发人血淋巴细胞DNA损伤的致突变性，尝试用阳性参照物Cr（VI）剂量定量表征水体有机污染的致突变量，结合现行《地表水环境质量标准》和《污水综合排放标准》Cr（VI）限值评价水体有机污染对人体健康的风险，此方面的研究目前未见报道.本文研究初步证实了水体有机污染致突变量的测试结果与现行环境标准Cr （VI）限值分级标准具有较好的一致性，能更直观地反映水质对人体健康的风险，可以作为评价水源风险的综合指标纳入现行环境质量评价体系.同时也应注意到，由于现有致突变性试验方法较理化检测方法复杂、烦琐，限制了其在实践中的应用，有必要进一步加强定量监测水污染致突变性大小的检测方法学和评价指标体系的研究.ReferencesChinese Research Academy ofEnvironmentalSciences.2002. GB3838-2002 Environmental quality standards for surface water［S］.Beijing:Ministry of Environmental Protection of the People’s R epublic of China（in Chinese）Jin Y L,E X L,Chen C J,Chen S J,Xing D R,Chen X P,Wang Z H,Wei J R,Yang Y,Zhang H T,Ai Y N,Zhuang L,Jiang S Q,Lu YQ,Zhou M L,Zhou S Y.2007.GB5749-2006 Standards for Drinking Water Quality［S］.Beijing:Standards Press of China（in Chinese）Li Y Q,Sun L W,Qu M M,Chen H G,Li Z L,Sun Z M, Fang D,YuanJ.2005.Genotoxicity evaluation of drinking water sources in Nanjing using the comet assay with human peripheral blood lymphocytes［J］.Journal of Nanjing University（Natural Sciences）,41（3）:330-334（in Chinese）Liu M X.1999.The application of black-box method in biology［J］.Journalof Shenyang Normal University（Natural Science）,（2）:62-64（inChinese）Luo JP,LiN,MaM,Wang Z J,Rao K F.2007. Quantitatively assessing the health risks of drinking water based on a battery of in vitro bioassays［J］.Acta Scientiae Circumstantiae, 27（11）:1778-1782（in Chinese）MaM,WangZ,ShangW,Wang C,WangW.2000. Toxicological evaluation of drinking water in Beijing waterworks［J］.JournalofEnvironmentalScience and Health,PartA: Toxic/Hazardous Substances and Environmental Engineering,35（10）:1817-1832Ministry of Environmental Protection of the People’s Republic of China.1996.GB8978-1996 Integrated Wastewater Discharge Standard ［S］.Beijing:Ministry of Environmental Protection of the People’s Republic of China（in Chinese）Ministry of Environmental Protection of the People’s Republic of China.2002.Monitoring and Analyzing Method for Water and Wastewater ［M］.Beijing:China Environmental Science Press（in Chinese）Rao K F,Ma M,Wang Z J,He W J,Han H D,Wang X L. 2005.Variation of estrogen-like matters in a water treatment plant in the north［J］.China Water&Wastewater,21（4）:13-16（in Chinese）WangX Y,ShangW.2002.Theharm oforganicmicropollutant on water body and priority pollutants［J］.Journal of Capital Normal University（Natural Sciences Edition）,23（3）: 73-78（in Chinese）Xu X L,Li H L,Gao H,Li G G,Gong Z Y,Gao L C. 2003.Research status of priority-control organic pollutants in aquatic ecosystem in China［J］.Research ofEnvironmental Sciences,16（2）:27-30（in Chinese）Zhang J R,Zhu H G,Jiang S H.1997.Study on potential carcinogenicity of raw and drinking water in cell transformation assay［J］.Journal of Shanghai Medical University,24（2）:107-109（in Chinese）中文参考文献傅德黔,孙宗光,周文敏.1990.中国水中优先控制污染物黑名单筛选程序［J］.中国环境监测,6（5）:48-50国家环境保护局.1996.GB8978-1996污水综合排放标准［S］.北京:国家环境保护局国家环境保护局.2002.水和废水监测分析方法［M］.北京:中国环境科学出版社金银龙,鄂学礼,陈昌杰,陈守建,邢大荣,陈西平,王正虹,魏建荣,杨业,张宏陶,艾有年,庄丽,姜树秋,卢玉棋,周明乐,周淑玉.2007.GB5749-2006生活饮用水卫生标准［S］.北京:中国标准出版社厉以强,孙立伟,曲甍甍,陈海刚,李兆利,孔志明,方东,袁洁.2005.人血淋巴细胞彗星试验检测南京市水源水的遗传毒性［J］.南京大学学报（自然科学版）,41（3）:330-334刘明轩.1999.黑箱方法在生物学中的应用［J］.沈阳师范学院学报（自然科学版）,（2）:62-64骆坚平,李娜,马梅,王子健,饶凯锋.2007.用成组生物效应标记方法定量评价饮用水健康风险［J］.环境科学学报,27（11）:1778-1782饶凯锋,马梅,王子健,何文杰,韩宏大,王秀丽.2005.北方某水厂的类雌激素物质变化规律［J］.中国给水排水,21（4）: 13-16王民生.1996.碱性单细胞微量凝胶电泳测试技术简介［J］.癌变·畸变·突变,8（2）:112-115王晓燕,尚伟.2002.水体有毒有机污染物的危害及优先控制污染物［J］.首都师范大学学报（自然科学版）,23（3）:73-78徐晓琳,李红莉,高虹,李国刚,宫正宇,高连存.2003.我国水生生态系统优先控制有机污染物的研究现状［J］.环境科学研究,16（2）:27-30印木泉.2002.遗传毒理学（现代遗传学丛书）［M］.北京:科学出版社，456张俊然,朱惠刚,蒋颂辉.1997.细胞转化试验研究源水及饮用水的潜在致癌性［J］.上海医科大学学报,24（2）:107-109中国环境优先监测研究课题组.1989.环境优先污染物［R］.北京:中国环境科学出版社中国环境科学研究院.2002.GB3838-2002地表水环境质量标准［S］.北京:国家环境保护总局朱惠刚.1987.水中有机化学污染物对人体影响评价［J］.中国环境科学,7（4）:67 ◆。

附件1：江苏省地表水监测点位（断面）优化调整技术方案一、背景我省现有重点流域各类监控考核断面264个、国控断面124个、省控断面499个，“十一五”期间为我省水环境管理发挥了积极的作用。

但随着我省社会经济发展和水污染防治工作的不断深化，我省地表水环境监测点位（断面）也暴露出诸多问题：一是省界、市界交界断面覆盖不全，监测数据不能有效体现地方政府对环境质量负责的法律责任；二是因水利工程设施的建设、码头建设、河流断流等原因，有些监测断面已不具备监测条件，开展监测已无实际意义；三是随着经济发展，产业布局的调整，有的监测点位已不具代表性，不能准确反映环境质量和污染源状况的变化。

因此，有必要根据现有监测资源对现有地表水环境监测点位（断面）进行优化调整、科学布设。

二、指导思想在现有地表水监测断面的基础上，按照环境质量监测点位的代表性、针对性、连续性的原则，对省级地表水环境监测网络进行调整、优化和补充，力争能客观地掌握和评价环境质量状况及其变化趋势，预警潜在风险，为环境管理提供服务。

三、调整原则1、代表性：省控监测点位（断面）要能够代表所在水系或区域的水环境质量状况，力求以较少的断面获取最具有代表性的样品，全面、真实、客观地反映所在区域水环境质量及污染物的时空分布状况及特征。

2、针对性：即环境管理需求优先原则，环境监测是为环境管理服务的。

监测数据是评价环境质量、污染物排放状况和各级政府环境保护工作成效的基本依据，因此，省控点位（断面）设置应优先满足环境管理需求。

3、连续性：保留现有国控监测点位（断面）不变，在现有省控监测点位（断面）基础的基础上进行优化和调整，保证我省环境监测数据的历史延续性、系统性。

四、调整要求省级地表水监测点位（断面）是指为流域和区域水污染防治、水环境管理需要，为掌握地表水环境质量状况和趋势、满足水质监测预警需求而设置，覆盖重点河流干流及一、二级支流、重点湖库、重点集中式饮用水源地、主要入海河流、省级以上重点工业区、易造成污染纠纷河流的监测点位和断面。