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- 2022-04-26 发布
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分类号：密级１０１５ＵＤＣ１：单位代码鑛乂是洛事乂拿全日制应用型硕±研究生学位论文挥发性桂氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估吴倩指导教师王德高副教授企业导师王德巧教授级高工申请学位类别工程硕±工程领域环境工程学位授予单位大连海事大学２０巧年６月n密级分类号ＵＤＣ单仿代码１０１５１大连海事大学工程硕±学位论文挥发性種氧繞在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评佑（学位论文形式：应用研究）吴倩指导教师王德离职称副教授企业导师王德河职称教授级离工学位授予单位大连海事大学申请学位级别工程硕±工程领域环境工程论文完成日期２０１５年５月答辩日期２０１５年６月答辩委员会主席nＦａｔｅＡｎｄＥｃｏｌｏｇｉｃａｌＲｉｓｋ乂ｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆＶｏｌａｔｉｌｅＭｅｔｈｌｓｉｌｏｘａｎｅｓｉｎａＷａｓｔｅｗａｆ：ｅｒＴｒｅａｔｍｅｎｔＰｌａｎｔＵｓｉｎＴｈｅｙｇＰｒｏｃｅｓｓＯｆｏｎｓａｎａｅｒｌｅｖｄｅｕｅｎｃｎＢａｌ：ｃｈｅａｃｔｏｒｓＣｔｔＷｔＳｑｉｇＲＡ化ｅｓｉｓＳｕｂｍｉｔｅｄ化ＤａｌｉａｎＭａｒｉｔｉｍｅＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙＩｎａｒｔｉａｌｆｕｌｆｉｌｌｍｅｎｔｏｆｔｈｅｒｅｕｉｒｅｍｅｎｔｓ化ｒｔｈｅｄｅｒｅｅｏｆｐｑｇＭａｓｔｅｒｏｆＥｎｉｎｅｅｒｉｎｇｇＢｙＷｕｉａｎＱＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＥｎｉｎｅｅｒｉｎ（ｇｇ）ＴｈｅｓｉｓＳｕｐｅｒｖｉｓｏｒ：ＡｓｓｏｃｉａｔｅｄＰｒｏｆｅｓｓｏｒＷａｎｇＤｅａｏｇＭａ２０１５ｙn大连海事大学学位论文原创性声明和使用授权说明原创性声明本人郑重声明：本论文是在导师的指导下，，独立进行研究工作所取得的成果撰＂挥发忧巧氧烧在巧氷份序批式活巧污泥法市政废水处理写成硕±学位论文厂＂的归趋及牛杰风險评估。除论文中已经注明引用的内容外，对论文的研究做出重要贡献的个人和集体，均已在文中Ｗ明确方式标明。本论文中不包含任何未加明确注明的其他个人或集体已经公开发表或未公开发表的成果。本声明的法律责任由本人承担。学位论文作者签名；学位论文版权使用授权书本学位论文作者及指导教师完全了解大连海事大学有关保留、使用研究生学目位论文的规定，Ｐ：大连海事大学有权保留并向国家有关部口或机构送交学位论文的复印件和电子版。，允许论文被查阅和借阅本人授权大连海事大学可Ｗ将本、学位论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检索，也可采用影印缩印或扫描等复制手段保存和汇编学位论文。同意将本学位论文收录到《中国优秀博硕±学位论文全文数据库》（中国学术期刊（光盘版）电子杂志社）、《中国学位论文全文数据库》（中国科学技术信息研究所）等数据库中，并Ｗ电子出版物形式出版发行和提供信息服务。保密的论文在解密后遵守此规定。本学位论文属于：保密□在年解密后适用本授权书。＂＂不保密ｓｉ（请在Ｗ上方框内打Ｖ）论文作者签名、：鸿导师签名曰期：年（月Ｋ曰n中文摘要摘要本文主要对恒水位序批式活性污泥法（ＣＷＳＢ巧为核也工艺的废水处理厂中的环状和线性挥发性甲基洁氧烧（ＶＭＳｓ）迁移、分布的归趋变化展开研究，并对其出水水质的生态风险进行评估一。我们采集周时间内的废水处理厂进水、出水和污－１以１泥样品，实验测得其环状ＶＭＳ的平均浓度分别为１齡３帖Ｌ和０．３４３ｎｇ，总６７－去除效率为．４％。由于较高的固水分配系数（底０，使得污泥样中的ＶＭＳｓ浓度较－ｉ商，平均值为４的６帖ｇ。并计算得到该废水处理厂的每日质量流量较稳定，周末和工作日的流量及浓度对比均表现为波动不大，在废水处理厂服务范围内，总－－？巧６ｉｉＶＭＳｓ的预计人均质量负荷为每１０００人口１４５ｍｇｄ，平均为１％ｍｇｄ。一Ｍ为了进步阐明ＶＳｓ的去除机制，建立ＣＷＳＢＲ逸度模型来模拟典型环状ＶＭＳ八甲基环四挂氧烧（Ｄ４）、十甲基环戊珪氧烧（Ｄ５）和十二甲基环己桂氧烧（Ｄ６）的去除途径。模型结果得６９％的Ｄ４、２４％的Ｄ５和９％的Ｄ６通过曝气反应和表面一挥发进入到大气中，其中曝气是个主要的方式；而另外１７％的Ｄ４、４５％的Ｄ５和５４％的Ｄ６则吸附至剩余污泥中。综合实验和模型结果表明，污泥吸附和挥发是影响ＶＭＳ在该恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂中归趋变化的关键因素，随着环状ＶＭＳ分子量的增大和疏水性的增强，污泥吸附能为逐渐增强而挥发性则。下降采用蒙特卡洛模拟进行不确定性分析和敏感性分析，得出出水总悬浮固体浓度、混合液相悬浮固体浓度、剩余污泥流量和进水流速是对ＶＭＳｓ质量分布影响最大的因素。同时实验结果可能会受到居民护肤品和化妆品使用习惯的周期性模式影响，需要长期对废水处理厂进行监测Ｗ获得数据支持。生态风险评估表明，＜该ＣＷＳＢ民市政废水处理厂排放的含有Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的出水风险商在０．１￡ＨＱ０．５间，未对周围水生生态系统构成危害，但仍需要进行不定期动态监测，减少高危害、髙风险发生的几率。：关键词挥发性巧氣烧；恒水位序批式活性巧泥法；逸度模型！质Ｓ流量；生态风检评估n英文摘要ＡＢＳＴＲＡＣＴＩｎｔｈｉｓｓｔｕｄｙｔｈｅｆａｔｅａｎｄｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｔｈｅｓｅｌｉｎｅａｒａｎｄｃｃｌｉｃｖｏｌａｔｉｌｅ，ｙｍｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａｎｅｓ（ＶＭＳｓ）ｗｅｒｅｅｖａｌｕａｔｅｄｉｎ汪ｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔｐｌａｎｔ（ＷＷＴＰ）ｕｓｉｎｇｔｈｅｒｏｃｅ泌ｏｆＣＯ打ｓｌａｎｔｗａｔｅｒｌｅｖｅｌｓｅｕｅｎｃｉｎｇｂａｔｃｈｒｅａｃｔｏｒｓＣＷＳ技民？Ｅｃｏｌｏｉｃａｌｒｉｓｋｐｑ（）ｇａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｓｏｆｃｙｃｌｉｃＶＭＳｓｃＶＭＳｓｗｅｒｅｅｒｆｏｒｍｅｄｆｏｒｅｆｌｕｅｎｔｕａｌｉｔｙ．Ｗａｔｅｒ（）ｐｑｓａｍｐｌｅｓ（ｉｎｆｌｕｅｎｔａｎｄｅｆｆｌｕｅｎｔ）ａｎｄｓｌｕｄｇｅｓａｍｐｌｅｓｗｅｒｅｃｏＵｅｃｔｅｄｉｎ过ｗｅｅｋｉｎｔｈｉｓＷＷＴＰ，ａｎｄｍｅａｓｕｒｅｄｔｈｅａｖｅｒａｅｃＶＭＳｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆｉｎｆｌｕｅｎｔａｎｄｅｆｌｕｅｎｔｗｅｒｅｇ！ｎｄｕ１ｗａ〇１．０５３ｕｇ心ａ０３４３＾ｔｏｔａｌｒｅｍｏｖａｌｅｆｉｃｉｅｎｃｙｓ６７．４／ｉ．Ｄｕｅｔｏ化ｅｈｉｈｇ，ｇｓｏｌｉｄ／ｗａｔｅｒａｒｔｉ巧ｏｎｃｏｅｆｉｃｉｅｎｔＫｄ），ｍａｋｅｓｔｈｅｈｉｈｅｒＶＭＳｓｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏ打ｉｎｓｌｕｄｅｐ（ｇｇ－ｉｍａｓａｍｌｅｓｗｉｔｈ泣ｍｅａｎｏｆ４．８７６Ｌ．Ｄａｉｌｓｓｆｌｏｗｒａｔｅｏｆ化６ＷＷＴＰｗａｓｐ，＾ｇｇｙｃａｌｃｕｌａｔｅｄｎｏｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅｔｈｅｃｏｎｔｒａｓｔｏｆｗｅｅｋｅｎｄａｎｄｗｅｅｋｄａｗａｓ，ｙｆｌｕｃｔｕａｔｉｎｇｓＫｇｈｔｌｙ．Ｉｎｔｈｅｓｃｏｐｅｏｆｓｅｒｖｉｃｅ，ｔｏｔａｌｐｅｒｃａｐｉｔａｑｕａｌｉｔｙｏｆＶＭＳｓｌｏａｄｗａｓ－－ｉｉｅｘｅｃ－ｔｅｄｅｒ１０００ｏｐｕｌａｔｉｏｎｏｆ１４５２３６ｍｄａｎａｖｅｒａｅｏｆ１９５ｍｇｄ．Ｉｎｏｒｄ巧１：０ｐｐｐｇ，ｇｅｕｃａｅｅｄｅａｉｅｄｅｍｏｖａｓｍｏｆ－ｌｉｄｔｔｈｔｌｒｌｍｅｃｈａｎｉＶＭＳｓａｄｏｔｉｎｉａｃｉｔｙｂ狀ｅｄＣＷＳＢ民，ｐｇｆｉｇｍｏｄｅｌ化ｓｉｍｕｌａｔｅ化ｅｆａｔｅｏｆｏｃｔａｍｅｔｈｙｌｃｙｃｌｏｔｅｔｒａｓｉｌｏｘａｎｅＤ４，（）ｄｅｃａｍｅｔｈｙＩｃｙｃｌｏｅ打ｔａｓ＂ｏｘａｎｅＤ５ａｎｄｄｏｄｅｃａｍｅｔｈｌｃｃｌｏｈｅｘａｓｉｌｏｘａｎｅＤ巧．Ｔｈｅｐ（）ｙｙ（Ｏｍｏｄｅｓｕｓｔｏｆｓｃｅｎｏｅｌｒｅｌｔｈａｔ６９％ｏｆＤ４２４％ｏｆＤ５ａｎｄ９／ｉＤ６ｄｉｈａｒｉｔｏａｔｍｓｈｅｒ，ｇｐｔｈｒｏｕｇｈａｅｒ江ｔｉｃ打ａｎｄｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏ打，ａｎｄａｅｒ过ｔｉｏ打ｉｓ过ｍ泣ｊｏｒｗａｙ？了ｈｅｏｔｈｅｒ１７％ｏｆＤ斗，４５％ｏｆＤ５ａｎｄ５４％ｏｆＤ６ｗｅｒｅａｄｓｏｒｂｅｄ化ｓｌｕｄｅ．Ｔｈｅｏｖｅｒａｌｌｓｈｏｗｅｄｔｈａｔｇａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ记ｓｌｕｄｇｅｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎａｎｄｅｆｆｌｕｅ打ｔｗｅｒｅｔｈｅｍａｉ打ａｔｈｗａｓｏｆＶＭＳｓ，ｐｙｒｅｍｏｖａｌｉｎｔｈｉｓＷＷＴＰｕｓｉｎｇｔｈｅｒｏｃｅｓｓｏｆＣＷＳＢ民．ＷｉｔｈｔｈｅｉｎｃｒｅａｓｉｎｇｍｏｌｅｃｕｌａｒｐｗｅｉｇｈｔｏｆｃＶＭＳａｄｓｏｒｔｉｏ打ｃａａｃｉｔｏｆｓｌｕｄｅｉｍｒｏｖｅｓａｎｄｖｏｌａｔｉｌｉｔｄｅｃｌｉｎｅｓ．Ｔｈｅ，ｐｐｙｇｐｙｍｏｎｔｅｃａｒｌｏｓｉｍｕｌａｔｉｏｎｃｏｎｃｌｕｄｅｄｔｈａｔｔｈｅｅｆｆｌｕｅｎｔｔｏｔａｌｓｕｓｐｅｎｄｅｄｓｏＩｉｄｓＴＳＳ（）ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ，ｍｉｘｅｄｌｉｑｕｏｒｓｕｓｐｅｎｄｅｄｓｏＫｄ（ＭＬＳＳ）ＣＯ打说ｎｔｒａｔｉｏｎ，ｗａｓｔｅｓｌｕｄｇｅｆｌｏｗａｎｄｉｎｆｌｕｅｎｔｆｌｏｗｒａｔｅｗｅｒｅｔｈｅｍａｉｎｆａｃｔｏｒｓｆｏｒｕａｌｉｔ出ｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆＶＭＳｓ．Ａｌｓｏｉｔｑｙｍａｙｂｅｌｉｍｉｔｅｄｂｙｃａｒｅｐｒｏｄｕｃｔｓａｎｄｃｏｓｍｅｔｉｃｓｒｅｓｉｄｅｎｔｓｕｓｅｄｉｎｐｅｒｉｏ姐ｃｍｏｄｅ．ＥｃｏｌｏｇｉｃａｌｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆＤ４Ｄ５ａｎｄＤ６ｓｈｏｗｅｄｔｈａｔｈａｚａｒｄｕｏｔａｔｉｏｎＨＱｖａｌｕｅｓ，ｑ（），ｂｅｔｗｅｅ辽０．１ａｎｄ０．５，ｓｏｉｔｓｎｏｈａｒｍ化ｔｈｅｓｕｒｒｏｕｎｄｉｎｇａｕａｔｉｃｓｓｔｅｍ，ｂｕｔｓｔｉＵｎｅｅｄ化ｑｙｂｅｉｒｒｅｇｕｌａｒｄｙｎａｍｉｃｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ，化Ｋｃｉｕｃｅ化ｅｈｉｇｈｒｉｓｋ．Ｋ巧Ｗｏｒｄｓ：ＶＭＳｓＣＷＳＢＲＦｕａｃｉｔＭｏｄｅｌＭａｓｓＦｌｏｗＲａｔｅＥｃｏｌｏｉｃａｌＲｉｓｋ；；ｇｙ；；ｇＡｓｓｅｓｓｍｅｎｔn目录目录引胃１第１章挥发性插氧焼概述３１．１挥发性珪氧院简介３１．２国内外挥发性娃氧烧的应用现状４１．３挥发性珪氧烧的理化性质５１．４国内外ＶＭＳ环境分布的研究现状７１．４．１水生浓度７１．４．２大气浓度８１．４．３污泥浓度９１．４．４生物浓度１１１１．５挥发性超氧拐的生物积累潜力和毒性２１．５．１ＶＭＳ的底泥积累１２１．１２ＶＭＳ的生物浓缩和放大１３１．５．３ＶＭＳ的水生毒性１４１巧．５．４ＶＭＳ的止壤和底泥毒性１．６挥发性珪氧烧的降解１６１．６．１ＶＭＳ的水解１６１ＶＭＳ．６．２的大气降解１７化１．６．３ＶＭＳ的±壤和底泥降解第２章挥发性桂氧拐在市政废水处理厂的浓度和周期变化巧２９．１市政废水处理厂介绍１２．１．１废水处理厂概况１９２１．１．２ＣＷＳＢＲ工艺简介９２．１．３ＣＷＳＢＲ工艺运行流程２０么１．４ＣＷＳ郎反应池构造和运行方式２１２．１．５ＣＷＳＢＲ工艺特点２３２．１．６废水处理厂运行设备参数２３２巧．２废水处理厂样品采集２巧．２．１采样时间和地点分布２．２．２水样品采集方法巧２．２．３污泥样品采集方法２６－－１n挥发性珪氧燒在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理广的归趋及生态风险评估２．３样品前处理及分析２６２．３．１实验材料与仪器２６２．３．２水样品前处理２８２３．３２８．污泥样品前处理２．３．４气相色谱／质谱联用分析２９２．４质量保证／质量控制３０２．５ＶＭＳ分布和浓度分析３１２．５．１水样中ＶＭＳ浓度分布３１２３２．５．２污泥样中ＶＭＳ浓度分布第３章ＣＷＳＢＲ逸度模型模拟挥发性珪氧烧的去除和分布３８３％．１多介质逸度模型介绍３．１．１逸度介绍輔３．２３８．１多介质环境模型３．２废水处理厂逸度模型３９３．２．１废水处理厂模型参数３９３．么２ＣＷＳＢＲ逸度模型３９３．３逸度模型的不确定性和敏感性分析４７第４章挥发性活氧烧的质量流量计算和生态风险评估５１４１．１质量流量计算５４．１．１计算原理５１４．２５１．１质量流量结果分析４．１．３环境负荷和周期性模式５４４５６．２ＶＭＳ生态毒理学评估４．３生态风险表征５６结ｉｆｅ５８参考文献５９致谢６９作備Ａ７０－２－n引言引言近些年，内分泌干扰物、毒品、药品和个人护理产品（ＰＰＣＰｓ）被认为是新兴的环境污染物，许多ＰＰＣＰｓ具有普遍的环境存在性、持久性、潜在生物积累性等特性。，其中的生物活性成分具有干扰内分泌的功能挥发性甲基娃氧焼（ＶＭＳ）一ＰＰＣ化一一、作为种典型的，是种广泛存在的高产量的化学物质，随着些代表性化合物的广泛使用，ＶＭＳ引起了世界各国和各地区研究领域的高度关注，例如环状ＶＭＳ（ｃＶＭＳ）有六甲基环丙挂氧烧（Ｄ３）、八甲基环四挂氧烧（Ｄ４）、十甲基环戊桂氧烧（Ｄ５）和十二甲基环己桂氧烧（Ｄ６）；线型ＶＭＳ（ＬＶＭＳ）有八甲基丙珪氧烧（Ｌ３）、十甲基四桂氧烧（Ｌ４）和十二甲基戊珪氧烧（Ｌ５）等。ＶＭＳ具有特定的物理化学属性，其理化性质随分子量的不同而有所不同，Ｓｉ的电负性－ｉＷ较低而ＳｋＯ键具有巨大的极化键能（ｌＯＳｋｃａｌｍｏｌ）。另外因其较高的热稳定性、生物相容性、表面活性和润滑性等良好特性，现被广泛的、大量的应用于各种消费产品、商业生产和工业应用中，例如化妆品、保健品和个人护理产品，聚珪氧晓生产的中间体、燃料添加剂、消泡剂、粘合剂和涂料等。一［ｗ］些研究已经报道了在不同环境和生物介质中ＶＭＳ的存在和归趋变化。—像许多的ＰＰＣＰｓ样，由于ＶＭＳ的稳定性和在生物体内蓄积的潜力，使其进入到环境介质中难Ｗ降解而长期残留存在，并具有对生物体的潜在毒性效应，对生物一多样性和生态环境可能产生定威胁，这些因素使得它们在普遍存在的环境中被６７－９口，］］给予高度关注［ｃ。在欧洲和加拿大已经有了对其相关环境风险的评估，将ＶＭＳ纳为潜在优先级污染物考虑。因此，我们需要对ＶＭＳ建立长期的动态监测机制和一一风险评估机制，旦其浓度超过定的风险阀值就应当对ＶＭＳ的排放制定相应的治理和限制排放等管理措施。ＶＭＳ最重要的污染源之一就是普通大众日常生活使用的化妆品、个人护理产品和家庭用品，例如洗发露、护发素、止汗剂、指甲油等。因此ＶＭＳ主要通过日常生活用品的使用和废弃汇聚进入到生活污水系统中，从而市政废水处理厂一ＷＷＴＰ的排放水是ＶＭＳ排放进（ＷＷＴＰ）是去除ＶＭＳ的第步首要选择对象，一ｕｗｙ入到环境的个重要途径。另外，有研究认为ＶＭＳ可能对水生生态系统存在－－１n引言－１６２０［］Ｓ去潜在的毒性影响，因此，废水处理厂中ＶＭ除效率的商低对其排放至水生环境含量多少有着至关重要的作用。通常，在Ｗ往对ＷＷＴＰ的研究中，已经完成－２３Ｐｉ】了对其进水，或者、出水、生物气和污泥中ＶＭＳ存在与否的证明在多种介质２４－２６［］中开发了新的检测ＶＭＳ的方法。但很少有研究关注于ＶＭＳ在市政废水处理厂的整个处理工艺流程中的周期变化，并且系统化的研究ＶＭＳ在废水处理厂的迁移和去除机制也是非常困难的。探究市政废水处理厂中ＶＭＳ的浓度周期变化，、分布归趋Ｗ及去除机制不仅要对ＷＷＴＰ运行条件对主要去除机制的影响有所了解，还包括对ＶＭＳ的物理化学性质对其迁移和浓度分布的影响有所认识。为了更好地理解和改善ＶＭＳ的浓度变化和去除机制，关键的问题在于探究ＷＷＴＰ的工艺流程和运行《件对ＶＭＳ归趋的影响。本文选择了我国大连某个典型的恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂，该ＷＷＴＰ采用新型的ＣＷＳＢＲ工艺，其核也ＣＷＳＢＲ反应池集初沉池、曝气池、二一体测定其各处理阶段的污水和污泥中ＶＭＳ的浓度，包括四种环状和四沉池于，种线型ＶＭＳ，并建立相应的质量平衡模型，采用基于逸度的ＣＷＳＢ民模型来模拟ＶＭＳ在市政废水处理厂中的归趋变化。最后利用商值法计算水生环境中ＶＭＳ的风ＶＭＳ环一险商，从而对其生态风险进行评估，给境风险知识的现状提供个综合评价，填补了对未来研究ＷＷＴＰ中污染物方向的知识空缺。—２－n第１章挥发性珪氧焼概述第１章挥发性赶氧烧概述１．１挥发性括氧烧简介一挥发性甲基桂氧婉（ＶＭＳ）是有机娃类化合物中占据比重较高的类化合Ｓ－－ｉ０Ｓｉ键物，它的主干化学结构主要是Ｗ交替的作为骨架，并且每个娃原子连接。脂肪怪链，通常为甲基基团挥发性巧氧婉具有线型结构（缩写为Ｌ）、环状结构（缩写为Ｄ）和带有机官能团的四面体结构，线型结构表现为化０原子依次连一－接呈链状结构，环状结构即是Ｓｉ０原子单独交替结合形成个环，由ＭｅｓＳｉＯ。［］的重复单元組成。ｃＶＭＳ通常在解聚或降级反应中形成，例如，在有氧条件下，通过娃氧院链上的炫基或链末端的化学键反应，使得桂氧烧链上的甲基基团被氧２＾［化，得到其。，离开轻基基团（取代甲基基团）环状挥发性磋氧烧的结构具有代表性的ｃＶＭＳ包括有六甲基环丙娃氧烧（Ｄ３）、八甲基环四娃氧烧（Ｄ４）、十甲基环戊珪氧焼（Ｄ５）和十二甲基环己娃氧烧（Ｄ６）四种单体，数字代表分子中桂氧键的数目．。，分子结构见图１１而ＬＶＭＳ包括有八甲基两娃氧婉（Ｌ３）、、十二甲基戊娃氧烧－十甲基四娃氧烧（Ｌ４）（Ｌ５）和四锭（兰甲基娃氧基）娃烧（Ｍ４Ｑ）四种．２。，其分子结构见图１饼州３ＨｓＣ３／、／沒＇。、／、〇。０ＨｓＣ尸３、尸＼ＨＣＣＨｓｓＳｉＩ＾戸＼、／／咕。卿Ｎ／｜？＇ＣＨ＾＇ＣＨ３ａＨａＣＣＨ３悦Ｄ４谢３化ＣＣＨ沁化、／…卿ＨＣＳ￣３？－。ｓ－ｉ。Ｈ－〇、ｓＣ０、／／＼／＾〇ＣＨＮｓＣＯ／／３＼＾。＇〇？＼Ｉ０说。ｉ削３ＧＨＪ防Ｄ６－图．ｌｃ（Ｄ３Ｄ６）的分子结构式ｌＶＭＳＦ－ｉｇ．１．１ＭｏｌｅｃｕｌａｒｓｔｒｕｃｔｕｒｅｓｏｆｃＶＭＳＤ３Ｄ６（）－３－n挥发性磋氧院在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估ＨＣＣＨ３ａｒＶ入／一／＼。ｆ〇气ｆ〇ＨｓＣ、／＼戸畑３昨Ｃ掛Ｕ坦ＩＩ一—ＳＨｉ．饼３／＼／＼３Ｃ／呼ＨｓＣＣＨ３Ｈ３Ｃ桃３饼３ＨａＣＬ３Ｌ４３Ｈ－—ＨＣ苑ｉ谢产ａ３｜一／、Ｈ决一００〇ｆ〇号ＨＣＩａＨＩＣ３ＣＨ３＾ＩＸ＾Ｓ？－—〇〇００ａ－ＣＨ气ｊ＼饼３ｓ？州Ｈ３Ｃ窃；３ＨｓＣ声！Ｉ、＾——＾ＣＨＨ３ＣＳｉＣＨ３ＣＨ３３３ＨＣａＣ砖ＩＳＭ４Ｑ图１．２ＬＶＭＳ的分子结构式巧昏１ｒｒ．２ＭｏｌｅｃｕｌａｓｔｕｃｔｕｒｅｓｏｆＬＶＭＳ１．２国内外挥发性程氧烧的应用现状全球有机娃化合物的消费市场中，工业应用、仪器设备、个人护理产品、化妆品、婴儿产品、保健品等是最重要也是最庞大的产品应用市场。２００９年，全球２８［］有机珪市场销售的有机桂液、弹性体、树脂价值约１１５亿美元。欧洲、北美和一一中国各自占据了大约全球消费市场的四分之。ＶＭＳ属于有机娃化合物中的类重要化学物质，广浸应用于工业生产、商业应用和家庭日常生活领域，所Ｗ可见其每年巨大的全球生产量和应用范围。当然，由于全球各个地区的产品使用功能、需求量、方案和各地政策的不同，ＶＭＳ产品每年的生产量、及生产工艺和消费量是有较大差异的，各产品中ｃＶＭＳ和ＬＶＭＳ的浓度差别也较大。世界对有机桂化合物的需求量预期到２０１５年其增长率将达到６．２％，随着越来越多的终端（如：建筑、汽车０１７使用市场的开发、医疗和化学等），预测到２年全球有机撞口］市场的交易金额将达到１７２亿美元。一ｃＶ般来说，ＭＳ主要是ＰＰＣＰｓ中活性成分的理想溶剂，用于生活日用品和２９［］健康护理产品等，而ＬＶＭＳ则广泛用于工业产品中，如抛光剂、基底材料涂层和建材涂层等一。例如，Ｄ４主要是原材料合成离分子聚娃化合物过程中的类中—４－n第１章挥发性珪氧烧概述间体，分子量较Ｄ５、Ｄ６低；而生活用品如化妆品、香水、护肤品、止汗剂等主要是Ｄ５和Ｄ６的成分５５－２２６，Ｄ４含量相对低些。据报道美国每年Ｄ４、Ｄ的产量为４－口Ｗ千吨．６。２５００，Ｄ６为４．５２２千吨在过去的年中，欧洲每年的总销售量约为４００５的进口００－吨。加拿大每年Ｄ４和Ｄ总量为１０１００００吨，２００６年Ｄ６的进口量为－－１００１０００吨，２００７２００８年，加拿大有２６６５７吨的ＶＭＳ投放市场，而排放进入废水中的ｃＶＭＳ约４．９％来自工业应用、１２．２％来自产品设计和规划Ｗ及口．３％来自个人ＰＵ护理产品的使用。２００８－２００９Ｓ的最２００８年，中国成为世界上ＶＭ大生产国和消费国，年的产量Ｘ５Ｘ５Ｘ５．９５１０吨．００９．、和消费量分别为１、３７５１０吨，２年的产量和消费量为２７１０哑５２－口］［７９］４＞＜、１。．３１〇吨。〇４、０５和０６年排放量仅在欧洲就高达１５００７０００和２２００吨３３Ｌｕ［］测得我国市面上的１％件个人护理品，其中８８％都含有ＶＭＳ５、等，Ｄ４、ＤＤ６和ＬＶＭＳ７２．９ｕ／、１１１０ｕ／、３６７／５２６００ｕ／的最高检出浓度分别为ｇｇｇｇｕｇｇ和ｇｇ，泛与美国、日本相比，我国产品中的ＬＶＭＳ所占比例较高。显而易见，高产量的ＶＭＳ和中ＶＭＳ的一个非常重要的来源也其高含量生活用品的使用是环境介质，３４３５［，］意味着ＶＭＳ在环境介质中广泛分布的巨大潜力，在包括大气、河流水、底泥、±壤和生物体等中都能检测到ＶＭＳ的存在。ＶＭＳ随着生活用品的使用，约有１０％左右汇聚进入到生活污水系统中，通过一部分ＶＭ市政废水处理厂的水处理和污泥处理工艺来去除Ｓ。在中国，ＷＷＴＰｅＰｉ的污泥数量每年达到约１３０万吨ｄｗ。在美国，每年排入到市政废水中的ＶＭＳＰ７］。总质量约为１．７万吨，并每年仍在快速的增长１．３挥发性括氧烧的理化性质挥发性桂氧烧这类化学物质是有机趕的基本组成成分，其相对分子量小于６００，密度小于ｌ．Ｏｋｇ／Ｌ，具有其自身特定的物理化学属性，例如耐酸、碱和溶剂，具有较高的热稳定性、耐磨损、低表面张力、电绝缘性、润滑性及耐光降解、３８］［化学惰性等特性，还可阻止水侵入多孔表面、阻止微生物生长等许多优点。正因为其优越的特性，使得ＶＭＳ广泛应用于各个领域中。ＶＭＳ最基本的属性即为疏水性和挥发性，也就是说ＶＭＳ在水中的溶解度很低而其蒸汽压则相对较高，这导致了其不寻常的环境归趋变化。部分ＶＭＳ（Ｄ３、Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６）在蒸溜水中的溶解度和蒸汽压值见表１．１。显然Ｄ３的溶解度和－５－n挥发性珪氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估蒸汽压远远高于Ｄ４、Ｄ５、Ｄ６，理论上最易挥发至大气中，而Ｄ６呈现超疏水的。特性，并且蒸汽压较低，理论上最不易挥发可见疏水性随着相对分子量的增大而增强，蒸汽压则随分子量的増大而迅速下降。且ＶＭＳ具有长距离大气输送的３９４Ｇ［［］－］能力，因而能持久性地停留在大气中，其停留时间大约为１０３０ｄ。另外，Ｗ下四种分配系数也是ＶＭＳ重要的理化性质参数：１．辛醇／水分配系数（Ｋｏｗ）：是用来判断环境介质中有机化合物在有机相和一水相之间分配吸收的个比例指标，采用液相色谱保留时间的方法来测定其ｌｏＸｏｗ值。ｇ２．辛醇／空气分配系数（Ｋｏａ）：广泛用于描述空气和环境有机相之间有机化合物的分配行为，通过不同温度下气体注射的方法来实现ｌｏｇＫｏＡ值的测定。３．空气／水分配系数（Ｋａｗ）：又称亨利常数，可Ｗ采用实验测定的方法，也可通过Ｋｏｗ和Ｋｏａ的商来计算，较富的蒸汽压和低水溶解度能显著提高Ｋａｗ值。一－４；．有机碳／水分配系数（Ｋｏｃ）是调节水底泥／±壤交换的另个重要参数。总的来说，ＶＭＳ的ｌｏｇＫｏｃ值较高，较倾向结合于含高有机质的环境有机相中。Ｘｕ和拉Ｗ一ｏｐｓｃｏｔ开发了种新型方法采用两个双注射系统，同时测定Ｈ个分配系数（Ｋｏａ、Ｋｏｗ和Ｋａｗ）。几种典型ｃＶＭＳ的部分属性见表１．１。表Ｕ几种典型ｃＶＭＳ的基本属性１１ＶＭＴａｂ．．ＰｒｏｐｅｒｔｉｅｓｏｆｓｅｖｅｒａｌｔｙｐｉｃａｌｃＳ‘。２０Ｃ州Ｃ４ｂ缩写分子式蒸汽压水溶解度ｌｏｇ為ｌｏｇＫｌｏｇＫｌｏＫｏｊ，，ｇｏｃ名称＊（）（Ｆａ）ｕｇ／Ｌ六甲基环丙Ｄ３ＣｅＨＡＳｉｓ１１４７１５６０３．８５’珪氧院八甲基环四Ｄ４ＣＳｉ１２２５６６％４２９２．６９４．２２化凡，．．巧氧烧十甲基环戊Ｄ５ＣＨＯＳｉ２５１７８．０７４．９４３．１３１１７ｉｏｗｓｓ巧氧抗十二甲基环己Ｄ６ＣＨＯＳｉ２．２５８．８７５．８６３．０１５．８１ｎａｓｅｅ珪氧焼—６－n第１章挥发性珪氧烧概述从表中可ｙｘ看出，ｃＶＭＳ的四种分配系数对数值都随相对分子质量的増大而一逐渐升高，且具有定水溶性但其亲脂性更强，从较高的ｌｏｇ＾ｏｗ和ｌｏｇＫｏｃ值可Ｗ得出ＶＭＳ更易吸附于如底泥、王壤等含高有机质的环境有机相中，且ＶＭＳ难Ｗ生物降解，从而易在生物体内富集，引起ＶＭＳ潜在的生态风险。１ＶＭＳ．４国内外环境分布的研究现状通常，全球各国家和地区对ＶＭＳ的生产量和利用率差异较大，并且ｃＶＭＳ和ＬＶＭＳ的主要应用领域和范围也有所不同，因此在不同环境介成中的含量分布也有较大差异。１．４．１水生巧度ＶＭＳ在不同环境介质中的浓度分布水平主要取决于其分配系数的大小。由于ＶＭＳ的低水溶性和高蒸汽压的特化其较强的挥发性表明ＶＭＳ通过大气沉降过程进入到水生环境的概率是极其微小的，基本ＶＭＳ的水生浓度只受到污染源直接输入的影响。绝大部分ＷＷＴＰ的污水来源中最主要的还是附近居民的生活污水占了较高的比重，随着产品的使用废弃迁移进入到水环境中，且ＶＭＳ不能完全通过废水处理工艺而除去，因此ＷＷＴＰ生活废水的处理排放是水生环境中ＶＭＳ的直接点源。ＷＢｌｅｔｓｏｕ等人对希腊雅典某ＷＴＰ处理前后污水中的ｃＶＭＳ和ＬＶＭＳ进行了检测。进水中ＶＭＳ的平均总浓度为２０．３ｕｇ／Ｌ，其中ＬＶＭＳ占了较高的比例为７５％。在进水样中发现Ｄ５、Ｄ６、Ｌ９、Ｌ１０和Ｌ１１是最主要的ＶＭＳ成分，其平均浓度分别为２饼、１．８３、２．３０、３．２０和４．８２ｕｇ／Ｌ。最终出水样中ＶＭＳ的浓度要低于进水样中测得的浓度，其平均总浓度为３．５８ｕｇ／Ｌ。与原废水相比，ｃＶＭＳ是出水样中的主要化合物，占了总浓度的５９％，而ＬＶＭＳ则占了４１％。Ｄ５是出水样中测得的主要ｃＶＭＳ（１．７９ｕ／Ｌ）ＬＶＭＳ的浓度则小于０．３２ｕ／Ｌ。ｇ，而ｇ１２Ｋａ［］测定了瑞典的市政废水处理厂的进水样和出水样中ＶＭｊ等人Ｓ的浓度，在进水样中没有检测到Ｄ４，而在四分之Ｈ的水样中测得Ｄ５，浓度为＾＾ｌ．ｌｕ／Ｌ，ｇ一Ｄ６的浓度范围测得为化０６－０．２７ｕ／Ｌ。另外５，ｇ，在出水样中只有份测出含有Ｄ０－浓度为．０５１ｕ化Ｄ６０．０５０．２３ｕ／Ｌ。ｇ，有五份检测出，浓度范围在ｇ４２Ｘｕ等人［巧开究了北京地区某ＷＷＴＰ中四种环状和两种线性ＶＭＳ的存在、归趋和去除率。对于两种ＬＶＭＳ，未在任何分析的水样中发现有Ｌ３的存在，而Ｌ４－７－n挥发性桂氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估２在进水和反Ａ／０过程的厌氧样中几乎都可Ｗ检测到，浓度分别为０．０７和０．２１ｕｇ／Ｌ。相反，ｃＶＭＳ具有更高的检测率和浓度水平，在两次采样的所有废水样中都能检－－－测到Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６．０５４．３０ｕ／Ｌ、０．０７７．６０ｕ／．０５７．３ｕ／Ｌ。，浓度分别为０ｇｇＬ和０１ｇ２二除了传统Ａ／０处理工艺的级出水Ｗ外，其余所有样品测得的Ｄ３浓度都在０－．０７０．５９ｕｇ／Ｌ范围内。Ｐ１Ｗａｎｇ等人嘟究并测定了加拿大１１处ＷＷＴＰｓ的进水和出水中Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的浓度水平，ＷＷＴＰｓ接受的市政废水约８０％来自居民生活污水，２０％是工业废水－－。进水中Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的浓度范围分别在０２８２６．６９ｕ／、３５ｕ／Ｌ．ｇＬ７．７５１ｇ－ｕ／ｃ和１．５３２６．９ｇＬ之间。大部分进水样中ＶＭＳ的浓度都低于６０ｕｇ／Ｌ，除了其中－Ｄ个采样点的５浓度为１３５ｕｇ＾。另外，除了某个采样点，几乎在所有的水样中Ｄ５是最主要的ｃＶＭＳ成分，其次是Ｄ６和Ｄ４。而出水中Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的浓＜０－、＜－ｕ＜－度范围分别为．００９０．０４５ｕｇ／Ｌ０．０２７１．％ｇ／Ｌ和０．０２２０．０％ｕｇ／Ｌ。ＷＷＴＰｓ的进水浓度和水处埋类型都会影响出水中的ｃＶＭＳ浓度，尽管目前研究报道，检测到Ｄ５的最高浓度为１．４８ｕｇ／Ｌ，但Ｄ４、Ｄ５巧Ｄ６的无观察效果浓度分别为４．４、８．７和４．４ｕ／Ｌ此Ｗ目前的市政废水处理厂出水的ＶＭＳ载荷量会对ｇ，因，应该不周围的水生环境和生物产生明显的负面影响。１．４．２大气浓度ＶＭＳ可通过人类活动、ＰＰＣＰｓ的生产、使用化及废弃处理过程中的释放而进入到大气环境中，也包括各种生物气的排放，如垃圾填埋场的填埋废气、沼气Ｗ及ＷＷＴＰｓ处理工艺中反应池的挥发等。由于不同环境空间内的人类活动和使。用功能不同，实验，因而造成不同的研究报道中测定的结果差异较大Ｌｕ等人报道了来自我国１００户室内空气样品中总ＶＭＳ的浓度，在【巧２－／１．５２１０００ｎｇｇ的范围内，并且日常暴露于人体的ＶＭＳ量为１５．９ｎ／ｄ。Ｋａ等人ｇｊＶＭ３Ｓ的平均值ｌＯｕ／ｍ４、Ｄ报道了瑞典室内环境中，均小于ｇ，并且Ｄ５和Ｄ６的平一３Ｍ水平．０、９．．９ｕ／ｍ。Ｗｕ均浓度几乎在同，分别为９７和７ｇ等人测定了英国商业３４５一５－／ｍｏｄ［］区内Ｄ的浓度．３０１２０ｕｓｏｎ，在１ｇ范围内。Ｈｇ等人报道了个呼叫中也的３－办公大楼内ＶＭＳ浓度在１６．７１１２ｕ／ｍ之间ｇ。Ｐｉｅｒｉ等人报道了意大利和英国的不同场所的室内空气中ＶＭＳ的浓度水平，３３－７－．５１７０ｕ／ｍ４５２７０ｕ／ｍ。意大利的室内空气样的平均浓度为ｇ，而英国为ｇ在所－－８n第１章挥发性珪氧焼概述有室内空气样中，Ｄ５是最主要的ＶＭＳ，超过总量的５０％。而ＬＶＭＳ总体上处于较３／ｍ低的浓度水平，只有部分场所检测的平均浓度超过１０ｕｇ，在英国最高浓度出，而意大利最高浓度则出现在盛洗室现在超市，其次为幼儿园和居家客厅，其次．为办公室和女孩卧室。＂ａｃｈｅ［另外，对于室外空气中ＶＭＳ的浓度研究，有Ｒｌ等人耶道了美国不同人口密度城市的ｃＶＭＳ的浓度水平，其浓度中值随着人口密度的増加而升高，最低３３浓度位于西布兰奇，中值为巧ｎｇ／ｍ，其次为锡达拉皮兹为７３ｎｇ／ｍ，而芝加哥－的平均总浓度显著高于前两者４１０倍。显而易见Ｄ５在所有ＶＭＳ中占据最高的浓一３度，并且天早晚的浓度差异较大，白天浓度中值为１３８ｎｇ／ｍ，夜间浓度为３３８３ｎｇ／ｍ，而Ｄ６则白天普遍高于定量限，夜间低于检测限。Ｃｈｅｎｇ等人用被动大气采样技术测定了加拿大安大略省的两个ＷＷＴＰｓ和两个垃圾填埋场附近大气中的ＶＭＳ浓度。两个ＷＷＴＰｓ的ＶＭＳ总浓度在３３－１２３０８１４０ｉｉｇ／ｍ（平均值为３９８０±２６２０ｎｇ／ｍ）范围内（现场样品），普遍比背景３一值（４７９±８２．３ｎｇ／ｍ）离出个数量级。并且ｃＶＭＳ是大气中的主要成分，其所占〇〇＞－？－比重分别为－＞Ｄ６＂：Ｄ５（６０８１／〇）Ｄ４（１４３１／〇）Ｄ３（０．１８％）（２４％）。这一浓度水平与来自丹麦和芬兰的ＷＷＴＰｓ附近大气中测得的ＶＭＳ浓度和分布结一３１２［］致－ｃ果相（浓度在２１７０２６４０ｎｇ／ｍ范围内），其ＶＭＳ的比重分别为：Ｄ５〇－＞＞－－（４９６１／〇）Ｄ４（３０４２％）Ｄ６（７．６７．Ｓ％）。另外，两个垃圾填埋场的现场±３大气样中ＶＭＳ的平均浓度在４６７０３％０ｎｇ／ｍ么间，比逆风向的大气样高出１４倍巧３（３±１９４ｉｉｇ／ｍ）。同样ｃＶＭＳ是主要的成分，占了总ＶＭＳ的９９％，其组成分布〇〇〇＞？－５＞－－（（－为Ｄ（５１７０／〇）Ｄ４（２１２６％）Ｄ３４．９１３／〇）＞Ｄ６２．７３．６／〇），而ＬＶＭＳ在填埋气中的浓度＜０．８％，且Ｌ４（７１％）＞Ｌ３（１９％）＞Ｌ５（１０％），可见ＷＷＴＰｓ和垃圾填埋场的挥发不是ＬＶＭＳ的主要排放途径。３总的来说，室外空气样的ＶＭＳ浓度为ｎ／ｍ数量级，而室内空气样则达到ｇ３ｕｇ／ｍ的浓度级，表明室内空气的排放可能是室外空气污染的重要来源，通过护理品的使用是Ｄ５进入环境的主要途径。１．．４３巧泥浓度由于ＶＭＳ具有较高的辛醇一ＷＷＴＰ的水处理／水分配系数这特性，使得其在过程中易于吸附进入活性污泥中而沉积下来，其生物降解性也较低，从而ＶＭＳ－９－n挥发性娃氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估在汚泥中有较强的持久性，不能通过常规技术来去除。在加拿大每年产生约３．８８７Ｘ５１０吨干重的生物固体，其中约４７％的生物固体进行焚烧处理４３％应用于±壤，，还有４％进入垃圾填埋场一，剩余的则用于±地复星和其他用途。旦生物固体应一用于农业±地，，其ＶＭＳ将很可能进入到±壤环境中给农业用地带来定风险。口１Ｗａｎ等人］￥１＾８ｇ对应用生物固体的修复±壤样品进行测定，评估对±壤环境的。、风险研究结果显示，所有生物固体修复±壤样品中Ｄ４Ｄ５和Ｄ６的浓度值分别＜０－０＜－＜－在．００８．０１７ｕ／ｇｄｗ、０．００７０．２２１ｕ／ｄｗ和０．００９０．７１１ｕ／ｄｗ范围内。ｇｇｇｇｇ然而Ｄ５的最高浓度也远远小于陆地最敏感动物（弹尾虫：７６７ｕｇ／ｇｄｗ）和植物（大麦：２０９ｕｇ／ｇｄｗ）的ＩＣ５０值，因此生物固体中的ＶＭＳ对止壤环境几乎没有风险。４９ｏ［ＪｓｅｐＳａｎｃｈｉｓ等人耶道了西班牙加泰罗尼亚的两条河流的底泥中ＶＭＳ浓ＶＭＳ中Ｄ５的３－ｃ．１６３７２ｎ／度。无论干重或湿重含量最高湿重在ｇｇ范围内，干重－ｎ则在３．３９１２７０ｇ／ｇ的范围，其次为Ｄ４和Ｄ３，而对于ＬＶＭＳ两条河流分别只在一个采样点的样品中有检测到ＬＶＭＳ的存在，其余都未有检测到。ｓＤｔＰｏｗｅｌｌ和Ｋｏｚｅｒｓｋｉ耶道了安大略湖和多伦多港的底泥中ｃＶＭＳ的浓度水平，测定结果表明在安大略湖的底泥样品中没有检测到ｃＶＭＳ，而来自多伦多港的底泥中，其Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的浓度分别为０．２６、０．７８和化２０ｕｇ／ｇｄｗ，采样点可能受到ＷＷＴＰ出水排放的影响。Ｄ４、Ｄ５的实际测得浓度显著低于ＮＯＥＣｓ（Ｄ４；４４ｕｇ／ｇ，Ｄ５；６９ｕｇ／ｇ），表明Ｄ４、Ｄ５对底泥栖息生物几乎没有潜在的生态风险。Ｂｌｅｔｓｏｕ等人…测定了希腊雅典某ＷＷＴＰ中６个采样点的污泥样品中ＶＭＳ的浓度，所有污泥样中都检测到了ＶＭＳ含量，数量级从几毫克／千克到几十毫Ｓｘ克／千克么间。ＷＷＴＰ每日生产ＩＪＩＯｋｇ的干污泥，污泥中ＶＭＳ的平均总浓度为７５ｍｇ／ｋｇ，这表明污泥中ＶＭＳ的质量负荷约８．２ｋｇ／ｄ。其中７２％为ＬＶＭＳ－－（Ｌ７Ｌ１１），浓度在６．５１１．３ｍｇ／ｋｇ范围内，而Ｄ５是主要的ｃＶＭＳ（平均：１５．１ｍｇ／ｋｇ）。根据测定的ＶＭＳ浓度和先前其他研究的报道记载呵显示出在雅典，所有环境介质中污泥的ＶＭＳ浓度最髙。Ｐ１Ｗ１ａｎｇ等人测定了加拿大的１１个ＷＷＴＰｓ的活性污泥中ｃＶＭＳ的含量，Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６在污泥中的浓度范围分别为＜０－－．００３０．０４９ｕｇ／ｇｄｗ，０．０１１５．８４ｕ／ｇｄｗ和ｇ￣ｕ０．００４０．３７１／ｄｗ０．０３７、．．ｕ／。ｇｇ，其平均值分别为１０６和０１００ｇｄｗ研究测得所ｇ一有样品的浓度均小于２ｕ／ｄｗｇｇ，除了其中个采样点因其上游有制造化妆品和护－－１０n第１章挥发性娃氧病概述理品的工业设备而浓度偏高。Ｌｉｕ等人报道了我国２３个相对发达城市中ＷＷＴＰｓ的污泥中ＶＭＳ的浓度和ｃＶ－６＜ＬＯ－％Ｏｕ成分分布。污泥中ＭＳ（Ｄ４Ｄ）的总浓度为Ｑ．ｇ／ｇｄｗ（平均值：１．９８ｕ／ｄｗ），而ＬＶＭＳ（Ｌ３－Ｌ１６）浓度为＜ＬＯＱ－１３．０ｕ／ｄｗ（平均值：０．９３７ｕ／ｇｇｇｇｇｇｄｗ）。ｃＶＭＳ占６８％的优势比重高于ＬＶＭＳ，其中Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的比例分别为４５％、３４％，和２１％，可见Ｄ４是主要的ｃＶＭＳ这与北欧和希腊等国家和地区的研究结果有较大差异，这可能与各国ＶＭＳ的消费结构和所研究的ＷＷＴＰｓ中污水的主要构成有关。１．４．４生物浓度生物中的ＶＭＳ浓度来源，主要通过液相、固相和气相Ｈ种环境介质途径对生存其中的各类生物产生一定影响，即对ＶＭＳ的富集和浓缩效应。Ｋａ等人对采自瑞典的鱼类进行分析，所有不同种类的鱼肉样品中ｃＶＭＳｊ浓度为０．００５ｕｇ／ｇｗｗ＜ＬＯＤｓ。然而，北欧环境的生物样品中也检测到了ｃＶＭＳ。在海洋鱼和淡水鱼的肝脏中，Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的浓度是变动的，通常分布在＜－／ＷＷ、＜０－ＷＷ＜－ＷＷ的范围内０．００５０．０１３ｕｇ．００５０．０８４ｕ／和０．００５０．０７４ｕ／。ｇｇｇｇｇ一Ｄ只有个采自市中屯附近的鱼肝脏样本超过了这个范围，其５浓度为２．２ｕｇ／ｇＷＷ。采自城市／扩散源的鱼体内的浓度要高于背景点的样本，城市／扩散源对所观察到的鱼体内的浓度有着显著贡献。在哺现动物样本中，海豹和餘鱼的Ｄ５浓一＜０－ＷＷ范．００５０．０２４ｕ／６度在ｇｇ围内，只在份海豹样本中测量到Ｄ４和Ｄ，浓度值分别为０．０１２和０．００８ｕｇ／ｇＷＷ。相反地，在海鸟蛋、海豚和鼠海豚样本中，ｃＶＭＳｓ都低于ＬＯＱ。２００７年，ＥＶ０ＮＩＫ公司对来自欧洲的淡水鱼和海洋鱼中的ｃＶＭＳ浓度进行了一项调查。仅在德国莱茵河的淡水鱼（泥餓、石斑鱼和錯鱼）中发现有ｃＶＭＳ，－－＜－Ｐ其Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的浓度分别为０．１０．９、０．１５０２６和０．０１５０．１ｕｇ／ｇｗｗ气ＷＰ２一ａｒｎｅｒ等人術道了欧洲北极地区ｃＶＭＳ的存在和积累潜力。他们分析了些采自斯瓦尔己群岛的生物样本，包括浮游动物，鱼类（大西洋轄鱼和短角牛杜父鱼）和海豹。在浮游动物样本中没有检测到ｃＶＭＳ，而在鱼类（嬉鱼和杜父鱼）－５６／ＷＷ－ＷＷ中都测量到了Ｄ和Ｄ，浓度分别为０．００２０．３４４ｕｇｇ和０．００２０．０１６ｕ／。ｇｇ一在偏远地区的鱼类样品中也测量到了Ｄ５和Ｄ６，可能游轮进入这区域是ｃＶＭＳ－－Ｉ义n挥发性珪氧続在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估的主要来源。而在海豹样本中，只在两个海豹脂肪样本中检测到Ｄ６浓度，为０．０００８ｕ一和０．００１１ｇ／ｇ脂质重量（Ｉｗ）。同地区，鱼类中的Ｄ６浓度至少比海狗髙出１０倍，意味着海豹可能化鱼类具有更强的去除ｃＶＭＳ的能力。另外，没有在任何样脚本中测量到Ｄ４。Ｋ口１ｉｅｒｋｅｇａａｒｄ等人测定了来自瑞典湖和波海的北极蛙和青鱼肌肉组织中的ｃＶＭＳ浓度。瑞典北部的；条偏远湖泊的北极娃中ｃＶＭＳ的浓度低于ＬＯＱ。韦特－ＷＷ－恩湖中检测到Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的浓度范围分别为０．０００７０．００２ｕｇ／ｇ、０．００４０．０２－ｕ／ＷＷ和００００７／ＷＷ。－ｇｇ．０．００６ｕｇｇ而来自波海的青鱼中只测量出Ｄ５（０．００２０．００４口４ｕ］ｇ／ｇｗｗ）。拉ｅｒｋｅｇａａｒｄ等人又测定了灰海豹脂肪中的ｃＶＭＳ浓度，其Ｄ４、Ｄ５＜０－－和Ｄ６的浓度范围分别为．０１０ｕ／ＷＷ、０．００９０．０２４ｕ／ＷＷ０００４０．００ｕ／ｇｇｇｇ和．１ｇｇＷＷ。大部分来自欧洲的鱼类中ｃＶＭＳ的浓度＜０．１ｕｇ／ｇｗｗ，其Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的浓度中值分别为０．０１１、０．０２２和０．００３ｕｇ／ｇＷＷ。Ｋａｊ等人脚和拉ｅｒｋｅｇａａｒｄ等人护耶道Ｄｗｗ—５、Ｄ６的浓度中值与哺乳动物样本（０．０２０和０．００７ｕｇ／ｇ）致。总结这些较低浓度的ｃＶＭＳ数据表明，哺现动物可能通过呼吸和新陈代巧打乍用而具有较高的ｃ一去除率，因而ＶＭＳ的生物积累风险就低，但这还需要进步的研究。１５．挥发性超氧烧的生物积累潜力和毒性１．５．１ＶＭＳ的底泥积累－－Ｃｍ／ｋＣ生物底泥积累因子（ＢＳＡＦ〇ｒａｎｉｓｍｔｉｓｕｅ（）／ｅｄｉｍｅｎｔ（ｉｎ／ｋ））是ｇｓｇｇｓｇｇ指底泥中生活的生物体内某化学成分含量与底泥中该成分浓度的比值，判断污染物质的积累程度－。从朦虫的亚慢性毒性研究中，算得Ｄ４的生物底泥积累因子在５［３有机碳含量低、中、高的底泥中其值分别为２．２、１．３和０．７。从朦虫的底泥毒性、试验中，在处理浓度为１３、３０７３和１８０ｍｇ／ｋｇ下，其Ｄ５的平均ＢＳＡＦｓ值分别为６］１．２、１．１、０．８３和０．４妒。Ｎｏｒｗｏｏｄ等人基于伊利湖泊和瑞斯特底泥中淡水端足目动物的２８－ｄ暴露实验来测定ＢＳＡＦ（ｋｇ有机碳／ｋｇ脂质）。加标Ｄ５的伊利湖泊和瑞斯特底泥的脚ＢＳＡＦｓ分别为０．０５和０．８７。Ｗａｒｎｅｒ等人报道Ｄ５的ＢＳＡＦｓ值是采用大西洋嬉鱼和短角牛杜父鱼及欧洲北极环境下的底泥野外样本数据的。基于野外样本的浓度，算得鍾鱼和柱父鱼的Ｄ５的ＢＳＡＦｓ（ｋｇ有机碳／ｋｇ脂质）中间值分别为２．巧口１．５。－－１２n第１章挥发性珪氧焼概述一［５７Ｐｏｗｅｌｌ等人耶道，在许多淡水湖物种（尤其对于些底栖无脊椎动物）中Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的ＢＳＡＦ（ｋｇ有机碳／ｋｇ脂质）值大于１。该值在有机体中为最高，这与底泥有着密切关系，表明在这个湖泊食物链中ｃＶＭＳ的来源为底泥。口８］垃ｅｒｋｅｇａａｒｄ等人采用多媒体生物积累因子（ｉｍｎＢＡＦｓ）来评估ｃＶＭＳ的生物积累性，量化部分从水生环境转移至生物群的污染物。婦虫和比目鱼体内Ｄ５一－１８０－的平均ｍｍＢＡＦ均为ＰＣＢ的两倍，ＰＣＢ１８０是种具有强生物蓄积性的化学－物质，而对于Ｄ４的ｍｍＢＡＦ则分别高出ＰＣＢ１８０６倍和１４倍。Ｄ６的ｍｍＢＡＦ则低于－＞ＰＣＢ１８０－。Ｄ４Ｄ１０５１０倍和５相对较强的多媒体生物积累性是因为它们具有０倍ｃ＞０Ｂ－８０的分布进入脂质而不是有机碳的强烈趋势（即Ｋ〇ｗ／Ｋ〇１０），而ＰＣ１的分配程度与之相似（即ｎＫ〇ｗ／Ｋ〇ｃ？ｌ）。实验室和实地研究都表明，Ｄ４和Ｄ５可能通一些潜在的生物蓄积性过底泥暴露而具有。１．５．２ＶＭＳ的生物浓缩和放大ＶＭＳ在水环境中的持久性和对水生食物网中生物的潜在生态风险，使得ＶＭ一Ｓ的生物富集性和放大性越来越受到关注。生物浓缩因子（ＢＣＦ）是个直接关系到环境和生物体之间平衡分配的关键参数。在金鱼暴露实验中，Ｄ４、Ｄ５和脚Ｄ６的ＢＣＦｓ值分别约为１０９０、１０１０和１２００。对于大头餘鱼试验，其Ｄ４的ＢＣＦｓｔｔＷ８７５－００／ｋ。值估计在１１００００Ｌ／ｋｇ范围内气而在毒性暴露实验中为１２４Ｌｇ同样Ｗ采用大头餘鱼的不同毒性暴露研究中，得到Ｄ５的ＢＣＦｓ值为４４５０Ｌ／ｋｇ和１３３００ｗ１］心［Ｌ／ｋ。Ｄ５的ＢＣＦ巧６２Ｌ／ｋ。ｇ而使用彩虹轉鱼的毒性暴露研究，其值约为ｇ另６〇脚＞［］外，６６０Ｌ／ｋ１０００Ｌ／ｋ，对于Ｄ６，采用大头餘鱼研究其ＢＣＦｓ约为１ｇ和ｇ，这与Ｄ４和Ｄ５相比是较低的。在文献中大部分Ｄ４和Ｄ５的ＢＣＦ值＞２０００，表明他们符＞２０００＞［Ｍ，６５］合生物累积性（）或高生物累积性的标准（５０００）。［Ｄ４和ＤＷｏｏｄｂｕｍ吗巧行了７７天的彩虹轉鱼喂养５来估计其饮食等人，研究其生物放大因子（ＢＭＦ），算得Ｄ４的经验稳态ＢＭＦ巧动态ＢＭＦｋ值分别为０．２５和１．７，而Ｄ５为０．３巧日１．３。Ｄ４和Ｄ５的脂质校准稳态ＢＭＦ（Ｌ）值分别为０．：５８和０．８３，而动态ＢＭＦｋ（Ｌ）值为４．０和３．４。动态ＢＭＦｋ值大于经验稳态ＢＭＦ值，这意味着在本研究中暴露还没有达到真正的稳定状态。动态ＢＭＦｋ和脂质校准ＢＭＦｋ（Ｌ）值６７＞ｅ［１１Ｄ４和Ｄ５受到饮食生物放大的较强影响。Ｐｏｗｌｌ等人都，说明彩虹轉鱼的在挪威基于对海洋食物链的调查报道了实地的ＢＭＦｓ值，健緋鱼和健鱼軒的Ｄ４、Ｄ５－－１３n挥发性珪氧掠在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估和Ｄ６的ＢＭＦｓ值分别为１．０１．２０．２０．８．９１．７５。和，和，０和得出Ｄ４和Ｄ６的平均ＢＭＦ值＞１，表明其具有生物蓄积性。５７６，［根据实地营养放大因子（ＴＭＦ）的概念，Ｐｏｗｅｌｌ等人巧ｉ量了在淡水和海洋食物网中不同营养级下ｃＶＭＳ的浓度。当ｃＶＭＳ的脂质标准化浓度在食物网中随着营养级的速增而下降时，那是ｃＶＭＳ的营养稀释。因此，在食物网中占主导地位的食物链其ＴＭＦｓ值＜０．１，表明ｃＶＭＳ在湖泊和海洋食物网中没有生物放大性。这种观察发生在与其他生物积累标准的对比下，例如ＢＣＦ，ＢＡＳＦ和ＢＭＦ这，６８一］使得Ｄ４和Ｄ５的生物积累潜力的评估复杂化ａｓ［个评估生物积。Ｇｏｂ等人提出了累潜力指标的流程图，ＴＭＦ被认为是确定化学物质生物积累性最可靠的指标。其他指标，如饮食ＢＭＦ和水ＢＣＦ都位列ＴＭＦ指标之后，且基于物理化学参数具有其最低程度的置信区间，即依据ｌｏｇＫｏｗ的关系。根据送个排序，从报道的Ｄ４和Ｄ５的ＴＭＦ值来看其具有较低的生物积累潜力。有人提出，虽然ＴＭＦ值＜０．１对顶端捕口８食者可能是低关注］，而生物积累潜力在较低营养级中可能引起担也。因此，确保对所有营养级生物的保护是必要的，并且应当反映在用于评估生物积累潜力的指标里。ｌ．ｔ３ＶＭＳ的水生毒性实验数据表明，，在非常低的浓度下暴露于Ｄ４也会对某些水生生物造成伤害［ｓｙｅｎ－ｄ的从０然而其他物种不受影响。Ｋｔ等人采用．４９到１５ｕ／Ｌ五个浓度下的水１４ｇ生暴露实验来研究Ｄ４对樣虫的毒性。在任何浓度下的暴露朦虫中都没有观察到６９－负面效应＞［１４ｄ无可见效应浓（ＮＯＥＣ）１５ｕ／Ｌ。Ｓｓａ，度ｇｏｕ等人聊究了Ｄ４对某些代表性的淡水或海洋鱼类Ｗ及无脊椎动物的急性和慢性毒性，而且观察到彩虹。＜－轉鱼是对Ｄ４最敏感的物种小型（ｌｇ）彩虹轉鱼在１４ｄ急性试验中导致５０％死亡的最低浓獻ＬＣ５０）为１０ｕｇ／Ｌ，ＮＯＥＣ为４．４ｕｇ／Ｌ，最低可见负作用浓獻ＬＯＡＥＣ）－为６．９ｕ／Ｌ。彩虹縛鱼在早期阶段的９３ｄ暴露．４ｕ／Ｌｇ下其慢性ＮＯＥＣ为４ｇ，这与上一述１４－ｄ试验中测定的样。［２－在对水圣的１ｄ慢性毒性研究中气Ｄ４在１５ｕｇ／Ｌ的浓度下引起了显著的死ｔ：率。水圣生存和繁殖的慢性ＮＯＥＣ为７．９ｕｇ／Ｌ，存活的ＬＯＡＥＣ为１５ｕｇ／Ｌ。糖奸和羊头鱼的急性ＮＯＥＣ分别为９．１ｕｇ／Ｌ和６．３ｕｇ／Ｌ。生态毒性值的实验表明Ｄ４对敏感类的水生生物是有剧毒的，这符合欧洲委员会的毒性标准，即海洋或淡水生物——１４n第１章挥发性裡氧烧概述脚的长期ＮＯＥＣ＜０ｕｇ／Ｌ。－ｄ暴露于Ｄ５浓２幼年彩虹錯鱼１４度为．１、３．１、５．０、８．６和１６ｕｇ／Ｌ的流动系统？－。ｄ的暴露中，并没有观察到明显的死亡现象对于大头餘鱼，从初期到幼期６５于浓度为０．２５，０．８２，１．７，３．６和８．７ｕｇ／Ｌ的流动系统中，这也没有影响其蛋的解５［］化、存活和成长，其ＮＯＥＣ为８．７ｕｇ／Ｌ。上述急性和慢性毒性研究表明，Ｄ５并没有表现出对暴露在其浓度达到水溶上限（１７ｉｉｇ／Ｌ）的鱼类和水圣产生负面的效则应。Ｄ６对大头餘鱼的水生毒性研究是在４９－ｄ的浓度为０／尼的流动．４１ｕｇＬ和４．４ｕｇ６３［］－状态下进行的。在４９ｄ的鱼吸收阶段，即使在最高的试验浓度４．４ｕｇ／Ｌ（ＮＯＥＣ含４．４ｕｇ／Ｌ）下也没有观察到其生物学上的显著效应。甚至暴露浓度达到４．６ｕｇ／Ｌ（近似水溶限为５ｕｇ／Ｌ），大头餘鱼也没有可观察到的负面效应。１．５．４ＶＭＳ的±壤和底泥毒性一系列底泥暴露实验Ｋｅｎｔ等人采用，检测了Ｄ４对據虫的毒性。朦幼虫暴Ｍ－－三种底泥的低露在含ＣＤ４的Ｈ种底泥中１４ｄ，这、中、离有机碳含量在－－０。ｄＮＯＥＣ６５０．２７％４．１％的范围内低、中、高有机碳底泥的最低１４分别为，１２５４Ｐｑ－和ｕｇ／ｇ。Ｋｒｕｅｇｅｒ等人采用Ｄ４浓度为６．５３５５ｕｇ／ｇ不等的加标底泥对朦虫进行８－ｄ的长期底泥毒性研了。。２究在存活和出生的比例中所观察到的ＮＯＥＣ为４４ｕｇ／ｇ暴露于Ｄ４浓度为％５ｕｇ／ｇ的朦虫，其生长数量显著减少，且确定其生长的ＮＯＥＣ和ＬＯＡＥＣ分别为１３１３５５ｕ／。和ｇｇ一一底泥中的Ｄ５对系列－ｄ（急性）个朦虫完整生命周期的毒性测试是采用１０－ｄ和２８（慢性）暴露在静态条件下的底泥来进行的朦幼虫在急性试验中暴露Ｗ３５８０－－／于浓度为１至ｕｇ／ｇ的含ＣＤ５的底泥中，而慢性试验的浓度为１２５７０ｕｇｇ。－４算得朦虫存活的１０ｄＬＣ５０和其生长的半最大有效浓度（ＥＣ５０）分别为４５０和１０。３Ｍ’］／－ｕｇｇ。朦幼虫生长的２８ｄＮＯＥＣ和ＬＯＡＥＣ分别为６９和１８０ｕｇ／ｇ。Ｋｒｕｅｇｅｒ等人一５（２８－ｄ）毒性研究用淡水黑歸虫和朦虫进行了项Ｄ的慢性。对于存活的黑蠕虫的生长其ＮＯＥＣ为１２７２ｕｇ／ｇ啤暴露于Ｄ５浓度为１６０ｕｇ／ｇ的朦虫，其生长数量显７４［］ｔｗ。／ｏｒｗｏｏｄ等人著减少测定朦虫生长的ＮＯＥＣ和ＬＯＡＥＣ分别为７０和１６０ｕｇｇｎＮ＝＝采用伊利湖（〇Ｃ１０％）和瑞斯特湖（ＯＣ０．５％）送两种不同自然底泥中的底栖一８－ｄ无脊椎动物端足虫进行了项对Ｄ５的２慢性毒性试验。暴露于伊利湖和瑞斯特－５－１n挥发性桂氧持在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估湖的ＬＣ５０分别为１９１和８５７ｕｇ／ｇｄｗ。这个结果表明，由于生物利用性的提高，Ｄ５对端足虫的毒性随着底泥有机质含量的下降而増加。因此，得出这样的结论，Ｄ５更有可能对含有低有机质含量的底泥中的生物产生负面效应。而关于Ｄ６对底泥生物的毒性信息还没有获得到。然而，预计Ｄ６在底泥中可生物利用的比Ｄ５更少（更多的吸附于有机质上），因此，可能表现出更低的毒性潜力。一一［７５］最近，对些陆地生物开展了项Ｄ５的毒性研究。最敏感的陆地动物（弹尾虫）和植物（大麦）的引起５０％抑制反应的最低浓度值（ＩＣ５０）分别为７６７ｕ／ｇｇｄｗ和２０９ｕ／ｄｗＤ４和０６对±壤生物基本没有影响。ｇｇ，因而研究得出１．６挥发性娃氧烧的降解１．６．１ＶＭＳ的水解ＶＭＳ进入到水体环境中，由于其高蒸汽压和亨利系数，会迅速分配进入大气中，而污水处理过程中吸附于胶体或污泥的作用更显著，阻碍了挥发作用的进行，这是两种主要的降解和去除途径。另外，ＶＭＳ在水体中有水解作用，因其Ｊｌ生物降解难Ｉ＾，主要通过非生物过程，例如酸或碱性条件下来水解。还有部分通过水体的对流作用而进入到海洋系统中，因而水体、底泥中的浓度都容易发生变化。’Ｈ＝Ｃ一道康宁公司进行的实验得出Ｄ５的水解半衰期为９ｄ（ｐ８，２５）４４９ｄ’＝（Ｈ７９Ｃ），基于这样的水溶解度，Ｄ５不会对远洋生物产生毒性。Ｗｈｅｌａｎ等ｐ，人利用动态分配和降解的数学模型来推算Ｄ５在河流中的行为归趋，得出水解作用不是Ｄ５降解的主要途径，它只占了＜４％，而水与大气之间的挥发转换才是Ｄ５浓度变化的主要方式（＞５０％）。７７Ｘｕ等人［ｃＶＭＳ在污水中的降解过程聊究了北京地区某ＷＷＴＰ中，Ｄ３和Ｄ６－且在６０小时在厌氧池中的降解性最低．５１．８％），１０小时后仍难Ｗ生物降解（０，２２３－后只有轻微的降解（．０１８．１％）Ａ／０（１．５ｈ）／０（２．化）工，因传统和反Ａ艺的厌氧池中水力停留时间短暂，所降解性低。而与Ｄ３和Ｄ６相比，Ｄ４和Ｄ５易于在－Ｏｈ－后降解约９．１３２．７％６化后降解约４４．４６２．８％。６０ｈ培活性系统中降解，ｌ，养么－后．４３０．６％（５，发现己降解的约２１计算为桂质量）的Ｄ４和Ｄ己转化为二甲基娃烧二醇。ｃＶＭＳ的水二甲二二甲？〇－二解产物不仅有醇，Ｗ基娃烧，还有基挂氧烧醇－－１６n第Ｉ章挥发性珪氧烧概述ｃ巧０）ｎＨｎ＝－－的衍生物町０（Ｍ２ｌ５。据报道，Ｄ４Ｄ６在水相中的水解速率由于，］存在空间位阻而随着链长度的增加而减小。２７一［】Ｓｕｒｉｔａ等人基于阶动力学和采用０．００９ｕ／Ｌ的极限值ＣＲＬ）来估计Ｄ４、ｇ．Ｄ５的停留时间。在淡水和海洋水中的时间差异可能取决于淡水和海洋环境的不°Ｈ＝同，在淡水ｐ７，温度１２Ｃ下，测得Ｄ４、Ｄ５的半减期分剧为１６．７和３１５天。而在°＝海洋ｐＨ８（海洋环境的代表性条件），湿度１２Ｃ下，Ｄ４、Ｄ５的半减期分别为２．９和６４天。对于Ｄ４和Ｄ５Ｄ４、，海洋水的反应和水解速率相对高于淡水，海洋水中Ｄ５的反应速率分别为化２４／ｄ和０．０１１化而淡水中则是０．０４／ｄ和０．００２／ｄ。海洋水中ＶＭＳ的去除速率也显著高于淡水中（Ｄ４为６倍速率，Ｄ５为５．５倍速率），水体盐度的变化，即ｐＨ的偏高或偏低Ｗ及温度的高低都可能对ＶＭＳ的质量迁移和分解反应产生显著的影响。１．６．２ＶＭＳ的大气降解ｃＶＭＳ化合物具有低水溶性和高蒸汽压的特性。因此，它们在多介质的环境ｃ＾中容易分布到大气中。在气相中，１〇３反应，ＶＭＳ化合物与ＯＨ＞１〇３自由基１＾及，而和ＯＨ自由基反应是至今为止对流层中最主要的净化过程，与Ｎ０３自由基和〇３反应几乎可Ｗ忽略一。假定采用阶动力学和２４小时期间ＯＨ自由基的对流层浓度５３ＰＷ为７．７ｘｌ〇分子／ｃｍ，算得这些ｃＶＭＳ的大气半衰期为Ｄ４约１０天，Ｄ５约２０天。除７９ｅ［此之外．＾Ｄ４，用来自ＧＡＰＳ数据库的Ｊｕｎｇ关系估算Ｄ６的大气半衰期是１６天和Ｄ５的半衰期较长使得这些化合物可经历远程的大气运输（ＬＲＡＴ）Ｗ及具有地域性和全球性的分布。潮湿或干燥的沉积物在大气净化过程中几乎没有影响ｃＶＭＳ的直接光降解在大气中并不显著，而ＯＨ自由基似乎在净化ｃＶＭＳ上扮演了ｎ一ｆｉ个非常重要的角色。Ｍ心ｌ颗粒相的ｃＶＭＳ在矿物粉尘气溶胶的表面可与〇３进行多相的反应。大多Ｓ＞数活性气溶胶试验中的表面多相吸收系数都相似，高岭石赤铁矿二氧化桂。观察到吸收至黑炭和方解石表面上的ｃＶＭＳ很有限。由于〇３的存在，使得因多相吸收而导致的ｃＶＭＳ的大气损耗有所増强，甚至在较高的相对湿度下也导致其增强，但在对流层中典型的相对湿度中总损耗率是降低的。在城市环境中，典型气溶胶表面的多相过程中，ｃＶＭＳ的半衰期大约为２７天。在大气中，ＯＨ自由基反应的主要产物是桂醇，它具有较高的水溶性和低蒸汽压，预计可Ｗ通过湿沉降从大气中－－１７n挥发性珪氧晓在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风检评估ｓｔｑ有效的去除。１．６．３ＶＭＳ的±壤和底泥降解ＶＭＳ在王壤和底泥中的降解与止壤性质密切相关，例如阳离子交换量、有机质含量、±壤质地构成，！＾及±壤湿度等因素相对湿度越大半衰期通常较长。－Ｘｕ４０－２００ｍ／ｋ１４Ｄ４等人将ｇｇ的含有Ｃ标记的、Ｄ５和０６的±壤样品置于室温（接’Ｃ％的相对湿度下培近２２）下Ｗ及３０养，测定±壤中ｃＶＭＳ的降解途径。通过不同时间段提取的不同有机娃化合物，用气相色谱／质谱法（ＧＣ／ＭＳ）、凝胶渗透一色谱－（ＧＰＣ）和反相商效液相色谱（ＲＰＨＰＬＣ）来分析。得出ｃＶＭＳ的降解是个分步多级的过程，先由环状化合物的开环水解开始，形成线型低聚娃氧焼二醇，一二二甲再进步水解形成单体桂烧醇醋（ＤＭＳＤ）的过程，ＤＭＳＤ是ｃＶＭＳ降解一的最终产物，最后再通过挥发或生物进步降解而消耗。对于Ｄ４而言，开环水解的速度比随后四聚体和Ｈ聚体｛Ｈ［ＯＳｉ（ＣＨ３）２］ｗＯＨ＝二ｔｉ３４，的消解更快，所Ｗ导致初始阶段积累了大量的低聚珪氧烧醇。而，｝对于Ｄ５和Ｄ６则正好相反，在降解的任何阶段都缺少低聚珪氧烧二醇的积累，因此表明开环是其限速的主要环节。然而低聚娃氧烧二醇在干燥的±壤中并不稳一定，最终在几小时或周时间内水解为ＤＭＳＤ，这时间取决于±壤湿度。当王壤一些中间体继续水解成ＤＭ重新润湿至水饱和时，ＳＤ，而有的则转换回ｃＶＭＳ从湿±中蒸发。且相对空气湿度在５０－９０％范Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６在均衡干温带±壤中，并围内，其－５ｄ－－的半衰期分别为４．１．３、９．７１２．５ｄ和１５８２０２ｄ。－－１８n第２章挥发性桂氧糕在市政废水处理厂的浓度和周期变化第２章挥发性娃氧烧在市政废水处理厂的浓度和周期变化２．１市政废水处理厂介绍２．１．１废水处理厂概况本研究选择大连某个典型的恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂作为研究对象，其处理水通过排污系统直排潮海。该市政废水处理厂距离潮海海滨约２３．５ｈｍ４４０年１．７公里，占地。总投资为１１万元，主体设备的寿命在１Ｗ上，整－体运行费用为０．４０．４５元／吨水。目前服务的周围人口数大约有１３万人，设计规４３－－’ｘｉｘ４３ｉ温为模为ｌ〇ｌ〇ｉｎｄ，实际投产运行的处理能力为３ｌ〇ｍｄ，设计水１２Ｃ。主要处理的污水来自于该区域内的居民日常生活污水（７５％）、部分企业排放的工业废水（主要为餐饮食品用水，占２５％）。该市政废水处理厂采用恒水位和连续进出水的ＣＷＳＢＲ新工艺技术来处理污水，出水氷质可达到《城镇污水处理厂一—污染物排放标准》（ＧＢ１８９１８２００２）的级Ａ标准。２．１．２ＣＷＳ抓工艺简介该废水处理广污水处理过程的核也反应是采用恒水位序批式活性污泥法，即ＣＷＳＢＲ新工艺技术，该工艺是德国Ｇ．Ａ．Ａ公司在ＳＢＲ工艺的基础上研发出来８６［］的，是传统ＳＢＲ工艺的改良型，其包含有进水滤网、沉砂池、ＣＷＳＢＲ反应池和排水管排放至入海口。该工艺吸收了ＳＢ民工艺的应用特点并且灵活多变，８７［在高寒地区低温条件下的污水处理也能取得良好的运行效果］。这种新型ＣＷＳＢＲ处理工艺主要有两个核也技术一：是通过特定设计的柔性水帆将池子分隔为可变体积的Ｈ个区，即进水控制区、ＣＷＳＢ民主反应区、出水平衡区，柔性水帆的往复移动来达到保持恒定水位线的功能，确保各系统在恒水位的条件下稳定运行。二是采用恒水位淺水器进行淺水，降低水力损失、减少能耗，在樂水阶段只篷出反应池最上层的表面澄清水质，而不影响底部已沉淀的污泥层，避免淺水过程中出现跑泥现象，确保出水水质的安全稳定。这将常规的间歇进水、间歇出水和变水位的ＳＢＲ工艺升级为连续进水、连续出水和单池恒水位的运行模式，并周期性完成了ＣＷＳＢＲ主反应池中充水、揽拌、曝气、沉淀、逢水五个基本功能的全过程，实现缺氧、厌氧和好氧状态的交替进行，具有良好的脱氮除磯效果。出水水质指标能达到ＣＯＤ《５０ｍｇ／Ｌ、ＢＯＤ－－１９n挥发性娃氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估＋８８［《ｌＯｍ－《１《０／］／Ｌ、ＳＳ《１０ｍ／Ｌ、ＮＨ４Ｎ《５（８）ｍ／Ｌ、ＴＮ５ｍ／Ｌ、ＴＰ．５ｍｇＬ。ｇｇｇｇ因此ＣＷＳＢ艮工艺出水经消毒后无需深度处理即可直接回用，也无需后续Ｈ级处理设施，大大降低运行成本。２．１．３ＣＷＳ抓工艺运行流程该ＣＷＳＢＲ市政废水处理厂的污水处理整个运行流程见图２．１。污水处理过８９一一一［１程般包括级处理、二级处理和深度处理。级处理也称为预处理，是将污水中大颗粒的漂浮物、悬浮物和砂碌等杂质去除，保障后续处理过程中机械设备的运行安全，预处理主要采用的设备有粗格栅、细格栅和曝气沉砂池，沉砂池具有能降解沉砂中有机物的功能。粗细格栅产生的栅渣Ｗ及沉砂池产生的沉砂进行脱水处理后外运。鼓风机房ｈ—达标排放个ＴＴＩＩ■进水粗９细曝气女ＣＷＳＢＲ．女—？格一？５—？格一？紫外消毒栅＾栅沉巧池反应池—＾—剩余污泥女￣￣Ｉ１１ｉＶ中水Ｉ；夕ｈ巧Ｉ１Ｉ１？—？—ｉ污泥处理厂污泥储池储池————－—ｔ——栅澄、沉砂外运▼回用２１图．市政废水处理厂的污水处理工芝流程Ｆｉ１ｗｆｗａｓｗａｇ．２．Ｔｈｅｆｌｏｃｈａｒｔｏｔｅｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔｒｏｃｅｓｓ巧；ｎＷＷＴＰｐ而二级处理在该废水处理厂中即是ＣＷＳＢＲ处理工艺，是去除污水中有机污染物的主要步骤，其核也ＣＷＳＢＲ反应池集均化、初沉、揽拌、曝气、降解、沉一５淀功能于．２ｈ３．４ｈ池。ＣＷＳＢＲ反应池总运行周期时间为，反应时间为，沉淀时间为０乂ｈ，逢水时间为Ｉｈ，每天周期数为４．６次／ｄ。每组ＣＷＳＢＲ池的额３３定设计流量为７５００ｍ／ｄ，雨季设计流量为９０００ｍ／ｄ，污泥负荷量为０．０４２－２０－n第２章挥发性珪氧焼在市政废水处理厂的浓度和周期变化ｋＢＯＤ．ＭＬＳＳｍｇｓ／（ｋｇＭＬＳＳｄ），为５５００ｇ／Ｌ，好氧汚泥龄为１５ｄ，停留时间为２０．８ｈ，实际需氧量为２４８．０７ｋｇ〇２／ｈ。一最后做深度处理，ＣＷＳＢ民反应池排出的剩余污泥进入污泥储池进行进步浓缩脱水，再运送至相应污泥处理厂消化处理最后外运，而产生的滤液则再次进入污水处理系统净化。最后ＣＷＳＢＲ反应池沉淀后的出水，则经过紫外消毒处理，一一方面可进行法标排放，另方面也可直接厂区中水回用，满足城市节水需要。２．１．４ＣＷＳ抓反应池构造和运行方式ＣＷＳＢ民主反应池是整个污水处理流程中最核必的工艺和设备，反应池构造简单并不复杂，结构形式也可Ｗ多样化，可因地制宜根据当地的自然条件、污水水质、运行费用Ｗ及受纳水体的水质情况、管理水平等诸多因素、工程造价，选择合适的地理位置，如乡村小镇可Ｗ将原有的池塘改建成污水处理反应池，可节约大量的工程成本、简单而实用，除±塘外还可Ｗ有毛石、纯粘止或钢筋混凝±Ｐ〇］等不同类型，方便实施，也有利于扩建。该市政废水处理厂的ＣＷＳＢ民反应池总共有４座，有效水深为６．４米，每座反应池通过可移动的柔性水帆将池子分隔成Ｈ个可变体积的区间，分别为进水控制区、主反应区、出水平衡区。进水控制区具有调节水质和水量的作用，最大程度的满足微生物的适应需要。主反应区內有揽拌器、曝气系统、排泥系统、恒水位淺水器等，充分保证有机物的降解与良好的泥水分离效果。出水平衡区可有效控制排水量，调节反应池连续出水的平衡。各系统区域在连续进水、反应和连续出水的过程中互不干扰，Ｈ个区域通过体积的变化推动柔性水帆的自动移位，确保各系统区域在恒水位条件下稳定运行。一具体的运行方式见图２．２，描述了个基本周期阶段的反应，有如下四个阶段，：（１）进水混合阶段。进水控制区Ｉ连续进水水帆逐渐向反应区移动至设定的最大位置时，，进水轴流系１开始运行将控制区Ｉ的污水送至主反应区ＩＩ进行反应，水帆又逐渐往回移动使进水控制区Ｉ达到最小容积。（２）曝气反应阶段。污水进入反应区末期，两侧水帆向两边推移使主反应区ＩＩ容积达到最大，然后进入预定程序，厌氧状态下通过推流攒拌器２揽拌将泥水充分混合，有利于反硝化的进行，接着鼓风微孔曝气３为微生物降解水中有机物提供氧气，可适当添加漏凝剂提高脱氮除磯效果。（３）沉淀阶段。曝气反应过程结束后，开始静－－２１n挥发性赶氧焼在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估置沉淀，活性污泥絮体在没有水力干扰条件下具有良好的沉降性能，能很快实现，澄清后依照设定程序剩余污泥聚４开始运作泥水分离，将基本稳定的剩余污泥排出反应池（４）淫水阶段。静置沉淀完成后入篷水，打入污泥浓缩池中。，进过程，将恒水位淺水器５打开，启动出水轴流累６，将主反应池中的上层清液抽ＩＩ入到出水平衡区Ｉ中，出水侧水帆逐渐向主反应区ＩＩ移动，淺水结束时出水平衡区ＩＩＩ容积达到最大。￣￣ＩＩ…２鱗／＾＾一３｛＾Ｊ１ａ．．进氷海合阶段ｂ曝气反应齡段Ｃ＇．沉淀阶段Ｃ．漢水阶段一图２．２ＣＷＳＢＲ反应池的个基本周期阶段Ｆｉｇ．２．２ＡｂａｓｉｃｃｙｃｌｅｐｈａｓｅｏｆＣＷＳＢ艮ｒｅａｃｔｉｏｎｔａｎｋ一一个周期的基本反应结束，至此在这整个周期内，系统进水和出水为自流，每个阶段通过恒定体积的流入和排出水量来实现恒水位。柔性水帆固定于池底，漂浮于水面，其移动推力由进水累和出水累的输送使各区间的水体积变化所产生一９１【］的推力来实现，因在同液面，故所需动力很小，几乎不产生水头损失。柔性水帆和恒水位律水器的使用，使得ＣＷＳＢＲ反应池在水平方向上实现了恒水位变体积的工艺运行模式。－２２－n第２章巧发性珪氧晓在市政废水处理厂的浓度和周期变化么１．５ＣＷＳＢＲ工艺特点ＣＷＳＢ民工艺不但保留了传统ＳＢＲ工艺的优点，即技术原理简单、易操作、处理效果佳、能抑制污泥膨胀等，也在其基础上克服了传统ＳＢ民间歇进出水、变水位的缺点，在整个运行过程中连续进出水、恒水位，是ＳＢＲ反应过程的高效利用。并且对有机物ＣＯＤ、ＳＳ、氨氮、憐等都有良好的去除效果，运行稳定。Ｐ２３ＣＷＳＢＲ工艺具体有如下几个特点：（１）由于恒水位，沉淀、淫水阶段耗时少、几乎不产生水力损失、能耗低、运行费用低、自动化程度高、在化温寒区也能正常运转。（２）具备较好的耐冲巧负荷能力，尤其是柔性水帆的限位控制及进水次数调整等，能有效缓解进水负荷对系统造成的影响。（３）无需初沉、二沉及污泥回流系统，占地面积小，易于改、扩建，投资，且污泥排放量少而稳定、易于处理、处理费低，也减少了设备维护和管理费用用低。（４）恒水位淫水器始终在最高水面逢水，不扰动下层污泥，防止跑泥现象发生，显著提高了出水效果。（５）出水水量固定，无需调节，出水水质好，无需后续Ｈ级处理设施，经消毒处理可直接达标排放或回用。２．１．６废水处理厂运行设备参数该市政废水处理厂的运行设备包括粗细格栅、污泥累、进出水轴流聚、鼓风、、机曝气装置，具体设备．１所示、揽拌机反应池等设备参数及数量等如下表２９［＂。－－２３n挥发性娃氧婉在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估表２．１废水处理厂运行设备数量及参数Ｔａｂ．２．１Ｔｈｅｎｕｍｂｅｒａｎｄａｒａｍ幻ｅｒｓｏｆｅ山ｍｅｎｔｓ化ＷＷＴＰｐｑｐ处理过程设备名称数量Ｍ尺寸１．５ｍＸｔ４ｍＸ６．３ｍ，回转式粗格栅粗格栅２台＾Ｕ宽度１００日ｍｍ，间隙２０ｍｍ，功率１．１ｋＷ＝提升累３台但用１备）Ｑ２５０Ｌ／ｓ，扬程１１０ｋ化，电机功率３７抓尺寸９．０ｆｌＸ５．２ｍＸ１．７ｍ，回转式细格栅预处理细格栅２台宽度ｌｌＯＯｍｍ，间隙５ｍｍ，功率０．巧ｋＷ尺寸１１．０ｍＸ５．２ｍＸ４．５ｍ，水力停留时间曝气沉砂池３ｍｉｎ桥式吸砂机１台宽度６ｍ，功率０．３７ｋＷ尺寸３９ｍＸ３９ｍＸ７．０ｍ（有效水深６．４ｍ），．４ｍＸ３９ｍＸ７其中：进水控制区（尺寸：６ＣＷＳＢＲ反应池４座ｍ）；Ｓ郎主反应区（尺寸；２５ｍＸ３９ｍＸ７ｍ）；：６Ｘ３９Ｘ７出水平衡区（尺寸．４ｍｍｍ）Ｘ手动，００ｍｍ５００、电动两用不镑钢闽口巧配水井４台ｍｍ＝＝１６６５ｍＹｈ、Ｈ０．６ｍ，扬程１０ＩｄＰａ、Ｑ电机进水轴流泉４台／４池功率１１ｋＷ３＝＝ｍ１７００ｍ，Ｑ／ｈ、Ｈｌ．Ｉ扬程０ｋＰａ、电机１ＣＷＳＢＲ处理出水轴流泉４台／４池功率１５ｋＷ（二级处理）＝恒水位達水器４台／４池Ｑ１６８０ｍＶｈ３＝＝Ｑ９０ｍ／ｈ、Ｈ３ｍ，扬程８０ｋＰａ、电机功率剰余污泥泉４台／４池１．５ｋＷ潜水攪拌机８台／４池功率４ｋＷ曝气设备管式９６０查微孔曝气扩散器常规风机风量５６．７１ｍＹｍｉｎ，风圧０．７甜ａｒ，功率１１０Ｈ鼓风机４台２．台罗茨风机（１用１备），风量６１９ｍＶｍｉｎ，０．地ａｒ风压，功率７．５ｋＷ污泥浓缩池１座尺寸５ｍＸ５ｍＸ４．５ｍ尺寸巧ｍＸ９ｍＸ４．５ｍ，紫外消毒好管６４深度处理紫外消毒池１套根中水贬池１座－－２４n第２章挥发性桂氧持在市政废水处理厂的浓度和周期变化２．２废水处理厂祥品采集么２．１采样时间和地点分布一本次采集的样品主要为废水样品和污泥样品两种类型，作为类典型的个人护肤品和化妆品类化合物该类化合物的使用频率具有一定的规律性，因此本研，一７天作为研究周期５－２６日究选择个星期连续，样品采自于２０１４年月２０，每日上午十点准时取样。调查该类化合物的周期性使用量和使用规律，为研究其归。趋提供真实的数据支持废水样品的进水样主要取自沉砂池之后，而出水样品主要取自ＣＷＳＢ艮反应池处理后的最终排放水。污泥样品则是采集于ＣＷＳＢＲ反应池内水处理沉淀后．１，污泥累所排出的剩余污泥，具体采样点见图２中带星号标记的位置。各采样点现场同时包括有平行对照组、场地空白样和运输空白样。２．２．２水样品采集方法水样的采集利用专业水质采样器进行一，第个采样点位于沉砂池的出水口处，即ＣＷＳＢＲ反应池的入口处的污水。采样器采集水样后收集于预先洗净的ｌＯＯｍＬ血清瓶即玻璃采样瓶中，并装满瓶口不留顶部空气，然后迅速用聚四氣乙婦隔垫抒紧再加压铅盖密封，最大程度降低水样的背景污染，减小误差，再贴上标签记录采样时间和地点。相同步骤重复采集５瓶实验水样，完成５组平行实验一，同时还需加２组场地空白样的采集地点同样的步骤，同，采用纯净度较高的娃哈哈纯净水装满于ｌＯＯｍＬ血清瓶密封做空白样。第二个采样点位于ＣＷＳＢ民反应池的最终出水曰处一，采用与第个采样点相５２。同的采样步骤，重复采集瓶平行水样和瓶场地空白样密封保存最后所有采集的水样都密封保存于含有冰块的采样箱中，保持温度为４吃，并尽快在采样结束的２小时内运送回实验室进行萃取和分析，Ｗ得出最有效、准确的数据。另外，考虑到样品运输途中的摇动振荡可能对水样的水质变化、、有机物反应目标化合物浓度等产生一定影响，还需设定运输空白样做对照实验，即在开始运送的起点将纯净水装于ＯｍＬ血一ｌＯ清瓶中密封，保存方法与其余采集的水样致，完成２组对照运输空白样。－２５－n挥发性珪氧烧在恒水位序批式活性巧泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估２．２．３巧泥样品采集方法污泥样品则采自于ＣＷＳＢＲ反应池底部污泥索排出剩余汚泥的出口处，利用抓斗式污泥采样器进行采集，并迅速收集于预先洗净的２０ｍＬ號巧色玻璃容器中签记录采样財间和采样点。污泥样品设定３组平行实验姐，抒盖密封，再贴上标从而重复３次相同步骤采样于２０ｍＬ玻璃容器中，并再加２组场地空白样，即同一地点和方法２０ｍＬ玻璃小瓶中不添加污泥用盖子密封。最后采集的所有污泥样°品都密封保存于含冰块的采样箱内，保持低湿４Ｃ的状态，并尽快在采样结束的２小时内运送回实验室进行提取和分析，Ｗ得出最有效、准确的数据。２．３样品前处理及分析研究某种目标化合物在环境介质中的含量首先就需要对采集的环境样品进行前处理，目的是浓缩富集目标化合物的痕量浓度，去除样品中的干扰杂质Ｗ减少对分析仪器内部系统的损坏。并且前处理有利于降低目标化合物的最小检测。限，提高测定的精确度和灵敏度、。样品前处理的方法有很多：但需要根据，主要有Ｈ部分萃取浄化和浓缩所采集的环境样品的类型和特征Ｗ及目标化合物的性质来选择相应的有针对性的前处理方法一－－。般的前处理过程包括有膜辅助溶剂萃取法、液液萃取法、液固萃取法－、索氏提取法、娃胶层析柱净化、旋蒸浓缩、吹扫捕集技术、顶空进样分析等。２．３．１实验材輯与仪器本次实验中所用到的化学品种类、试剂Ｗ及各实验仪器的基本信息见下表２。．２所示－２６－n第２章挥发性桂氧烧在市政废水处理厂的浓度和周期变化表２．２实验所用化学晶和实验仪器Ｔｌｓｒｉｍａｂ．２．２ｃｈｅｍｉｃａａｎｄｉｎｓｔｒｕｍｅｎｔｓｕｓｅｄｉｎｔｈｉｓｅｘｐｅｅｎｔｓ实验化学品化学品ｍ生产厂家－－Ｌ３（ＣＡＳＮｏ．１０７５１７）＞９７％Ｇｅｌｅｓｔ（ＭｏｒｒｉｓＷｌｌｅＰＡ．Ｕ．Ｓ．Ａ）纯度，，－－Ｌ４（ＣＡＳＮｏ．１４１６２８）＞９５％Ｇｅｌｅｓｔ（ＭｏｒｒｉｓｌｌｅＰＡ．）纯度Ｗ，，Ｕ．Ｓ．Ａ－－Ｌ５（ＣＡＳ化（Ｍ．．．１４１６３９）纯度＞９５％ＧｅｌｅｓｔｏｒｒｉｓｖｉｌｌｅＰＡＵｔＡ），，Ｍ４Ｑ纯度＞９５％Ｇｅｌｅｓｔ（Ｍｏｒｒｉｓｖｉｌｌｅ，ＰＡ．，Ｕ．ｔＡ）－－（ＣＡＳＮｏ．３５５５４７３）Ｄ３－－（ＣＡＳＮｏ．５４１０５９）纯度＞９８％Ｇｅｌｅｓｔ（Ｍｏｒｒｉｓｖｉｌｌｅ，ＰＡ．，Ｕ．ｔＡ）Ｄ４－－（ＣＡＳＮｏ５５６６７２）９跳Ｇｅｌｅｓｔ（ＭｏｒｒｉｓｉｄｌｌｅＰＡＵＳＡ．纯度＞，．．．），－－Ｄ５（ＣＡＳＮｏ．５４１０２６）＞９８％Ｇｅｌｅｓｔ（Ｍｏｒｒｉｓ＾ｌｌｅＰＡ．Ｕ．ｔＡ）纯度，，Ｄ６－－（ＣＡＳ化．５４０９７６）纯度＞９８％Ｇｅｌｅｓｔ（Ｍｏｒｒｉｓｖｉｌｌｅ，ＰＡ．，Ｕ．ｔＡ）。—Ｄ４９８％Ｍｏｒａｖｅｋ（ＢｒｅａＣＡ．与纯度＞．ＵＳ．Ａ），，＇－Ｄ５电纯度＞９８％Ｍｏｒａｖｅｋ（化ｅａ，ＣＡ．，Ｕ．Ｓ．Ａ）１微它寸６纯度＞９Ｍｏｒａｖｅｋ（Ｂｒｅａ，ＣＡ．，Ｕ．Ｓ．Ａ）正己烧农残级ＴＥＤＩＡ（Ｕ．Ｓ．Ａ）乙腊农残级ＴＥＤＩＡ（Ｕ．Ｓ．Ａ）甲醇农残级ＴＥＤＩＡ（Ｕ．Ｓ．Ａ）无水硫酸巧分析纯天津晨光化学试剂厂高纯氮气纯度＞９９．９９９％大连科纳科学技术开发有限责任公司实验仪器仪器名称生产厂家＾电子天平ＣＰ１５３奧豪斯仪器（上海）有限公司箱式电阻炉ＳＸ－－一２４１０上海恒科技有限公司台式低速离也机ＴＤＺ５－肥湖南湘仪实验室仪器开发有限公司縱祸混合器細－Ｃ金坛市白塔新宝仪器厂ＺＨＷＹ－２恒温培养振荡器１０２Ｃ上海智诚分析仪器制造有限公司高功率数控超声波清洗器ＫＱ－８００陆Ｅ昆山市超声仪器有限公司－一电热鼓风干燥箱畑Ｇ９０７５Ａ上海恒科技有限公司－气相色谱／质谱联用仪７８９０６９７３Ａｇｉｌｅｎｔ．Ａ，Ｕ．Ｓ－２７－n挥发性桂氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估２．３．２水样品前处理－（－ＭＳ对于水样品的处理，我们开发了膜辅助溶剂萃取气相色谱质谱ＧＣ）分析水样品的方法。该方法是利用膜辅助溶剂萃取装置提取水样中的ＶＭＳ，萃一个ＯｍＬ取装置为ｌＯ的玻璃瓶（之前采样时盛装的容器），低温保存的进水和出水样就在玻璃瓶中，无需取出和转移水样减少了实验的中间环节，打开密封盖一后在瓶颈处放入并固定种膜组件，膜组件底部的支架上套有微孔聚丙稀膜作为＂－入０，并在膜袋内添加２ｎ的ＣＤｘ内标化合物．５ｍＬ的正己辅助萃取膜ｇ，再加晓作为萃取溶剂，随后瓶口立即再用聚四氣乙炼隔垫和错盖重新加压密封，防止背景污染。膜辅助溶剂萃取装置制备完成后，放入恒温振荡培养箱进行恒温振荡萃取，°玻璃瓶中的水样在２５Ｃ、２００转的条件下充分萃取６０ｍｉｎ。萃取完毕后，静置一，最后准备段时间，然后只需将膜袋内的溶剂抽取出转移至色谱进样瓶中密封直接上机进样ＧＣ／ＭＳ分析即可，具体处理流程见图２．３。这种方法能提取废水样中的ＶＭＳ总浓度，，且检测限和定量限较低，回收率较高具有良好的重现性。巧Ｃ－Ｄｘ内标２ｎｇＶ’＇＼ｒ／Ｎ／一＾一〇．５ｍＬ正己ｌＯＯｍＬ水样？ｌＯＯｍＬ玻璃瓶？加膜組件條ＪＬ－－Ｊ＾ＪＶＶ＇＾＼ｒ／ｆ、—－４—ＧＣＭＳ分析转移至进样瓶振荡６０ｍｉｎ？加盖密封圓圓Ｉ？ＶＪＶＪＪ２图．３膜辅助溶剂萃取水样品处理流程Ｒｇ．２．３Ｍｅｍｂｒａｎｅａｓｓｉｓｔｅｄｓｏｌｖｅｎｔｅｘｔｒａｃｔｉｏｎｐｒｏｃｅ巧ｏｆｗａｓｔｅｗａｔｅｒｓａｍｐｌｅｓ２．３．３污泥样品前处理－－ＭＳ分析方法对污泥样品的处理，主要采用液固萃取联合ＧＣ。用电子天平分别称取Ｉｇ（湿重）污泥样品于各ｌＯｍＬ离必试管中，每个离也试管中添加ｌｕＬ＂Ｃ－Ｄｘ内标化合物ｍ甲醉为母液的浓度为２ｎｇ／阵的），再加入２ｍＬ的乙膊并用超声波清洗器超声震荡约３０ｍｉｎ，再放入恒温振荡培养箱室温下，在２５００转速条件下振荡混匀３０ｍｉｎ，然后在台式低速离也机中Ｗ１０００转速条件离也５－２８－n第２章挥发性桂氧糕在市政废水处理厂的浓度莉周期变化ｍ一ｉｎ。下步再添加０．５ｍＬ的正己烧，再在恒温振荡培养箱中相同条件振荡混匀６０ｍｉｎ，后Ｗ１０００转速条件再离也５ｍｉｎ确保分层现象。最后取试管中的上层（约０．３ｍＬ）转移至进样小瓶中进行上机ＧＣ／ＭＳ仪器分析，具体处理流程，清液见图２．４。所有添加试剂的操作结束后都要迅速盖上试管螺帽Ｗ防止样品潜在的挥发性损失。＂Ｃ－Ｄｘ内标２ｎｇ１ｒ－Ｎｆ、ｆ＾、ｆ一一—振荡３０ｍＩｇ污妮样一？ｌＯｍＬ离也试管？２ｍＬ乙腊？超声３０ｍｉｎ？ｉ打＇／ＮｓｒＶ＼（（（＿转移上清液＿〇５ｍｉｎｍ．５ｍＬ正己？离也５ｍｉｎ振荡６０ｉｎ？烧离也至进样瓶一￣—＼＂ＪｚｒＧＣ－ＭＳ分析２－图．４液固萃取污扼样品处理流程－Ｆｉｉｌｉｄｆｌｕｌｉｇ．２．４Ｌｑｕｄｓｏｅｘｔｒａｃｔｉｏｎｒｏｃｅｓｓｏｓｄｅｓａｍｅｓｐｇｐ２．３．４气相色谱／质谱联巧分析－质谱联用来完成对废水和污泥样品的分析本研究通过采用气相色谱。仪器购自美国安捷伦（Ａｇｉｌｅｎｔ）公司，气相色谱型号为７８９０，质谱型号为６９７３，其－３５１１１１１１１气相色谱柱〇８１＾８，柱长３〇１，膜厚化２５畔，内径０．２５〇。工作载气为高纯氨气（三９９．９９９％）。°°／ｍｎ气相色谱的柱箱升温程序：初始温度为３５Ｃ保持Ｉｍｉｎ，然后Ｗｌ〇Ｃｉ，°°°的速度升温至ｌｌ〇Ｃ，并保持２ｍｉｎ，再Ｗｌ〇〇Ｃ／ｍｉｎ的速度升至２６０Ｃ，再保持２ｍｉｎ，其总运行时间为１４ｍｉｎ。质谱在电离源（封）的模式下操作，，使用全氣Ｈ了胺进行自动调谐离子源°电压为７０ｅＶ，离子源温度为２５０Ｃ，信噪比＞３，监测模式在扫描（总离子色谱图）和选择性离子监测模式（ＳＩＭ）下都能进行测定和收集数据，化合物的质谱定量和定性参数见表２．３。－２９－n挥发性珪氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估２．４质量保证／质量控制有机磋氧烧属大量且挥发性物质，容易产生较严重的背景污染，例如采样点的空气、实验室的空气、实验仪器中包含的珪胶制品及实验人员使用护肤产品等都会产生巨大干扰。因此在本研究和实验过程中，全体研究人员在样品采集、提取和分析过程中都必须采取严密的预防措施，避免使用含ＶＭＳ的化妆品和个人护理产品等－。实验过程中，每个常规程序的进样和ＧＣＭＳ分析，其开始和结束时都先采用纯溶剂进行进样，Ｗ检查溶剂背景。样品前处理过程中还需增设程序空白样作为对照实验组。对于水样品，则准－佩边〇备１００址的ＭｉｌｌｉＱ水作为程序空白样，而对污泥样品则是采用Ｉｇ无水４°一（箱式电阻炉６００。燈烧４ｈ）作为程序空白样，其余处理步骤与样品致。分析糧序空白样来监测样品在提取和分析过程中的背景污染情况。在实验过程中严格控制干扰因素，保证实验系统的密封性，并且尽量减少样品前处理过程的中间环节，确保步骤简单快速高效，将其潜在影响降到最低。为了保证实验数据的＂＂Ｃ标ＶＭＳ（Ｃ－Ｄｘ作为内标准确度，使用记的，使用同位素稀释方法定量有）－机娃氧烧。最终水样和污泥样品中标记ＶＭＳ的回收率在７８％９３％之间。化合物确认规则：当气相色谱保留时间与那些标样在化０５分钟Ｗ内相匹配，３０％。信噪比大于，定量和定性离子匹配率超过８，我们认定该物质存在定量限（ＬＯＱ）是基于加标的Ｍ－ａｉｌｌｉＱ水和无水Ｎ２Ｓ〇４样品的１０倍标准偏差来获取的，见表２．３。—３０－n第２章挥发性赶氧焼在市政废水处理厂的浓度和周期变化表２．３ＶＭＳ和内标化合物的定性定量窝子、保留时间和定量限Ｔａｂ．２．３ｕａｎｔｉｆｉｃａｔｉｏｎａｎｄｕａｌｉｔａｔｉｖｅｉｏｎｓ，ｒｅｔａｉｎｔｉｍｅａｎｄＬＯＱｆｏｒＶＭＳａｎｄｉｎｔｅｒｎａｌｓｔａｎｄａｒｄｓｑｑＬＯＱ保留时间ＬＯＱ化合物分子量定量离子定性离子内标（污泥，如的沐视心ｎ／ｋｇｇ）Ｄ３２１６２０７２０８４．６２９０．０２３０．０３３＊＾Ｌ３２３６２２１４－２２２．８３０Ｃ４Ｄ４０．０８２０．１１３＾＇Ｄ４２９７Ｃ－Ｄ４０２８１２８２６．０５９４．０２７０．０６１３－－Ｃ－４Ｄ４３０１２８４２８５６．０５９内标＂Ｌ４３１０２０７７３６．７１９〔：卫！０．０９００．０４５Ｄ５３７１３５５２６７７．８８９心０５０朋２０．０６２＂３８４２８－０Ｍ４Ｑ１３６９８．１９７ＣｓＤＳ０．０４６．０８６口－Ｃ－Ｄ５３７６３６０２７０７－ｓ．８８９内标Ｌ５３８４２８１１４７８．９９３心０６０．０９１０．０９６＇＾Ｄ１４２９０－Ｄ６４４５３４１．５９３Ｃ６６０．０１９０．１１６１３－－ＣＤ６４５－６１３４５４３５１０．５９３内标２．５ＶＭＳ分布和浓度分析２．５．１水样中ＶＭＳ浓度分布本研究所有初始进水和最终出水样品中测得的ｃＶＭＳ和ＬＶＭＳ浓度都列于２－表．４和图２．５２．６中。该区域的进水和出水样中只检测到Ｄ４、Ｄ５、Ｄ６Ｈ种化合物，而Ｄ３、Ｌ３、Ｌ４、Ｌ５和Ｍ４Ｑ在水样中的浓度均低于ＬＯＱ，即未检出其含？量。ｃＶＭＳ的进水总浓度在０．７８１．２８ｕｇ／Ｌ范围内，平均值为１．０５ｕｇ／Ｌ普遍低一［１２４９ｉ］ｍ［］Ｐ］于些北欧国家、希腊、西班牙和加拿大，见图２．８。这些国家或地区的ＶＭＳ生产和消费量不同，这可Ｗ用来解释进水中可检测ＶＭＳ化合物的种类？差异和其浓度分布的显著变化。而ｃＶＭＳ出水总浓度在０．２１０．４７ｕｇ／Ｌ范围内，平均值为０．３４ｕｇ／Ｌ。连续７日进水样中Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的平均浓度分别为０．巧ｕｇ／Ｌ、０．３９ｕ／Ｌ和０．３０ｕ／Ｌ，出水样中的Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的平均浓度分别为０．１０ｕｇ／Ｌ、ｇｇ０．１６ｕｇ／Ｌ和０．０９ｕｇ／Ｌ。从实验结果可Ｗ得出，ｃＶＭＳ是进出水中的主要化合物，其浓度占了绝对的一主导地位这结果与之前西班牙和北欧国家的研究相一致，其中Ｄ５是进出水，－３－１n挥发性珪氧焼在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理广的归趋及生态风险评估样中浓度含量最高的化合物。从图２．５看出每日进水中Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的含量差异并不显著，Ｄ６的进水浓度相对稍低些，周末较工作日Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的进水浓度有略微升高的趋势，表明周末ｃＶＭＳ的使用量稍有所增加。图２．６可Ｗ看出Ｄ５在出水中的浓度偏高，而Ｄ４和Ｄ６浓度较低，表明其去除效果明显较Ｄ５显著。由于ｃＶＭＳ主要用于日常用品和个人护理产品，而ＬＶＭＳ则主要被广泛的用于工业生产，因而测得进水样中ｃＶＭＳ浓度远远高于ＬＶＭＳ，这很可能是由于生活污水是废水处理厂中污水的主要来源引起的一。从周的研究情况来看，总体浓度变化相对稳定，并未在工作日和周末期间因ＶＭＳ使用模式的变化而产生显著的波动。废水处理厂的污水处理效率可１＾＾通过进水中ＶＭＳ浓度和其相应的出水中的？浓度来计算，ｃＶＭＳ的总去除率在５８．３％８１．１％之间，平均为６７．４％。Ｄ４的去？〇？〇？％除效率在５８．５／〇８７．２／〇之间５５．．４５．７％．，Ｄ为１９％７５９％，Ｄ６为８７３，其一平均去除率分别为７４％０％７０％Ｄ５的去除率偏低。般来说，ＷＷＴＰ、６和，看出二ＰＳ可Ｗ通过化学辅助为主、级活性汚泥法等处理工艺高效地去除ＶＭＳ。去除（（效率也有季节性变化，夏季高温）时的去除率较冬季低温）高，有研究报道目标化合物在夏季的去除率可高达＞８０％。而此次实验结果ＶＭＳ的去除率与其他研究报道的数值相比偏低。事实，这可能是由于不同的污水处理工艺所导致的上，去除效率的强弱依赖于化合物的理化性质。此外，废水处理厂的运行条件、一９３ｔ］ＶＭＳ的污泥停留时间、水力停留时间和温度都对去除效率有定影响。根据特定属性和浓度分析判断Ｄ４可能主要通过挥发途径去除，而Ｄ５和Ｄ６则主要通过吸附污泥途径来去除。２．５．２污泥样中ＶＭＳ巧度分布本研究测得的污泥样品中ｃＶＭＳ和ＬＶＭＳ的浓度分布见表２．４和图２．７。Ｄ３、Ｌ３和Ｍ４Ｑ在污泥样品中的含量低于其ＬＯＱ，而Ｌ４虽在水样中浓度低于ＬＯＱ，但在污泥样中可Ｗ检测到其含量，表明与在水相中相比Ｌ４更易被污泥大量吸附富集。从图２．７Ｄ６的Ｄ５和Ｄ４看出剩余污泥样中含量最高，其次为，从表中计？／／。算得污泥中的总ＶＭＳ浓度在２．５１１０．６６ｕｇｇ之间，平均为４．８８ｕｇｇ而Ｄ４、Ｄ５、Ｄ６、Ｌ４和Ｌ５的平均污泥浓度分别为０．９３ｕｇ／ｇ、１．６７ｕｇ／ｇ、２．１９ｕｇ／ｇ、０．０２ｕｇ／ｇ和０．０７ｕｇ／ｇ，汚泥中的送些化合物浓度相比水中浓度要高的多，且ｃＶＭＳ－－３２n第２章挥发性珪氧婉在市政废水处理厂的浓度和局期变化仍高于ＬＶＭＳ，这表明在ＣＷＳＢ民反应池中大部分的ＶＭＳ从水相转移至颗粒相，这最有可能的原因是由于污泥中的有机物质具有较强的吸附能力，能吸附大量ＶＭＳ，并且得出ｃＶＭＳ中Ｄ６吸附污泥的能力最强，其次为Ｄ５和Ｄ４，因此Ｄ６的高去除率主要是通过吸附途径来去除的。ＶＭＳ具有非常高的固－液相分配系数，根据本研究中进水、出水和污泥中的－浓度，计算ＶＭＳ的固液相分配系数（Ｋｄ）２．５。ｌｏＫＤ６＞Ｄ，见表ｇｄ值依次为５＞Ｄ４这也是吸附能力Ｄ６＞Ｄ５＞Ｄ４的原因。，本研究的剩余污泥样中各ｃＶＭＳ的平均浓度（１．６ｕｇ／ｇ）与我国大部分废水一－处理厂的数值相近（０．１ｌｕ／）些北欧国家Ｑ６ｕ／、２０ｕ／ｇｇ，但与ｇｇ）希腊（ｇｇ）１３１３８［，，６４ｕ］＾和加拿大（ｇ／ｇ）等国家相比要低得多，见图２．８。而剩余污泥中１＾的３一的平均浓度值也在我国大部分废水处理厂（＜＾ｌｕｇ／ｇ）和些北欧国家报道的（Ｌ４；０．００９ｕ／Ｌ５：０．０２４ｕ／）５４ｕ／）ｇｇ，ｇｇ数值范围么内，但这比希腊（ｇｇ的研究值低得多，见图２．９。－３３－n挥发性娃氧院在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估表２．４进水、出水和污泥样中ｃＶＭＳ和ＬＶＭＳ的浓度朋值±ＳＤ）及水中去除率＇＇Ｔ＋＊＊ａｂ．２．４ＣｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｍｅａｎＳＤｏｆｃＶＭＳｉＬａｎｄＬＶＭＳｎＬｉｎａｕｅｏｕｓａｎｄｓｌｕｄｅ（）（ｊｇ）（ｇ）ｑｇ＇＊ｕｄｗｓａｍｌｅｓａｎｄｔｈｅｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅｉｎａｕｅｏｕｓ（ｇｇ）ｐｑ样品■＾采样时间化合物盈东由果去除率－－’－１ｉＬＬｄｗ％（化）（嗦）如ｇｇ）（）ｎ５５３／Ｄ４０．４Ｗ＋０．０１４０．１８１＋０．０１１１．５８＋０．３５Ｄ５０．４０３＋０．０４６０．１６３＋０．０５５４．１７＋１．１１５９．５２０１４／０５／２０Ｄ６０．２８２＋０．０２０．１２３＋０．０５５４．７３＋０．８１４周二Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．０１４＋０．００３／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．１６４＋０．０６２／＋＋＋总１．１２１０．０８０４６７０１２０．６５８２．２８５５８．３．．１１ｎ５５３／＋Ｄ４０．＋．４２１±０１１５０．０５４０．００５０．５０７０．１４９８７．２Ｄ５．３７２＋０．０８７０＋１．＋．．０．１５９０．０８０９８５００胜５７３２０１４／０５／２１＋＋＋Ｄ６０．．２７６０．０８３０．巧０．０１１１．２１０．３５４５７周ＨＬ４＜Ｌ０ＱＬ０Ｑ０＋．＜．００３０００１／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．０３７＋０．００８／总１．０６９±０．２８５０．：２．７４２±０．５１．３６３±００Ｍ０ｎ日５３／＋Ｄ４０．＋．２巧±００２７０．０７８０．０２３０．８１３０．４７１６５．３＋＋Ｄ５０．３０１＋０．０３７０．１３８０．０１６１．１４６０．２４９５４．２２０１４／０５／２２Ｄ６０．２５６＋０．０３７０．０８８±０．０５６１．５８＋０．６４６ｔ６周四Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．００５＋０．００３／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．０４４＋０．０１９／＋＋＋总０７８２０１００．０９５３８８．３．．．１０．３０４．５１８２６１１ｎ５５３／＋＋Ｄ４０００．Ｗ＋０．３．２３４．１２０．０７４０．０２６２６６８．４Ｄ５０．４０３＋０．００７０１８５＋０．００３２．７３＋０．９７５４．１．２０１４／０５／２３＋＋Ｄ６０．７±０．０４１０．３．００３００３．３０．巧７周五Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．０９３＋０．１１／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．０７２＋０．０１４／总０．９３７＋０．０２２０．３２９＋０．０６９８．４６５±２．２０４６４．９－３４－n第２章挥发性桂氧拐在市政废水处理厂的浓度和周期变化４进水ＳＳ：ｔＳＤ）及水中去除率续表２．、出水和污泥样中ｃＶＭ和ＬＶＭ的浓度朋值＂＇＇＊Ｔａｂｍｅａｎ±ＬＳｉｄ．２．４ＣｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓＳＤ）ｏｆｃＶＭＳ（Ｌ）ａｎｄＶＭ（ｎＬ）ｎａｕｅｏｕｓａｎｄｓｌｕｅ（ｎｇｇｑｇ－ｉ（ｕｇｇｄｗ）ｓａｍｐｌｅｓａｎｄ化ｅｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅ化ａｑｕｅｏｕｓｎ５５３／＋Ｄ４０＋＋．５２１０．０７２０．１４７０．０４６０．４Ｗ０．００４７１．８２０１４／０５／２４Ｄ５０．４０６＋０．０７４０．１５６＋０．０２３０．８８６＋０．３９８６１．６＋＋＋Ｄ６０周六．３５４０．０２８０．０４５０．０１７１．６２０．４１８７．３Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．００２＋０．００２／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．０７８＋０．０５９Ｉ＋＋＋．２８１０．００．总１．１７４０．３４８０８６３．０８２８７３巧．８ｎ５５３／＋Ｄ４０．３５８＋．＋０１１５０．０５０．０２８０．４２７０．００４８６．０Ｄ５０．４３９＋０．０３７０．１０６＋０．０２０．７３２＋０．２９７７５．９２０１４／０５／２５Ｄ６０．３１７＋０．００２０．０５４＋０．００６１．２７＋０．５４８３．０周曰Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．００１＋０．００２／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．朋２±０．０３／＋＋＋总１４．．．１１０１５４０２１０．０５４２．５１２０．８７３８１．１ｎ５５３／Ｄ４０．３８８＋００２００９９＋００６１０．４２３＋０．０３５７４．５．１．．＋＋＋Ｄ５０．３８５０．０２１０．１８５０．０３１．０２０．３５５１．９２０１４／０５／２６Ｄ６０．２９４＋０．ｏｎ０．０９９＋０．０６９１．６１＋０．９１６６．３周一Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．００１＋０．００２／Ｌ５＜ＬＷ＜Ｌ０Ｑ０．０３３＋０．０２１／＋＋＋总１．０６７０．０４４０．３８３０．１６３．０８７１．３１８６４．１＋＋Ｄ４０．３６９０＋．．０５２０．０９７０．０２９０９２９０．１８９７３．７Ｄ５０．３８７±０．０４４０．１５６＋０．０２４１．６６７＋０．４８２５９．７Ｄ６０．２９７＋０．０２６０．０９＋０．０３６２．１９＋０．６３６９．７７曰平均值Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．０１７＋０．０１７／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．０７３＋０．０３／＋＋＋．０５３．总１０．１２２０．３４３０．０８９４．８７６１３４８６７．４－３５—n挥发性娃氧掠在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估２－表．５ＶＭＳ的固液相分配系数（岛）２ｓ－ｗｒａｒｏｎｃｏｅＫＴａｂｉｃｅｎＶＭ．．５ｌｕｄｇｅａｔｅｔｉｔｉｆｆｉｔｓｏｆＳ（ｄ）ｐｌｏｇ成—目标化合物＾污泥／进水污泥／出水平均值Ｄ４３．．．４０３％３６７Ｄ５３．．６３４０３３．８３Ｄ６３．８７４．．３９４巧‘——…０－．７Ｉ０．６ＴＩ：：ｌｆｃｉＭ鋪咖ｇｐｆａＭ．ｗｙＡｌＩＩｍＩ１ＩＩＩｍＳＩＩＭＩＩｍＩ１０周一周二周立周四周五周六周日图２．５进水中Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的浓度（ｕｇ／Ｌ）Ｆｉ．２．５ＣｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｏｆｃＶＭＳｉｎｉｎｆｌｕｅｎｔｕ／Ｌｇ（ｇ）————．０．巧「—０１．２：＾一—￣—０．１５３！Ｉ■干＾ｆｃｒｊＩ叫＇＂Ｄ５Ｉｈ隱画Ｉｔ；圓１＇。．剛Ｉ画ｙｍ：一周周■二周＿周四周五周巧周日图２．６出水中Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的浓度（ｕ／Ｌ）ｇＦ．．ｒａｎＶＭｕＬｉｇ２６ＣｏｎｃｅｎｔｔｉｏｓｏｆｃＳｉｎｅｆｆｌｕｅｎｔ／（ｇ）－－３６n第２章挥发性娃氧綻在市政废水处理厂的浓度和周期变化－——……６０００一「日０００｝！＾７１丄‘４０００＾曲Ｔ５Ｉ１驾■画Ｄ４下Ｗ３０００Ｉ．Ｄ５１占］１２。。。一＂￣一麵ｆｊ±＾顯裳－－…。。ｒ－ｔ＇ｊ可心扣抽ｉＵ｝ｌｍＬＭ＼ＡｔｍＩ，ｌｉＪＩｒａＩＪＩ，０，，一■二周周＿周周四周五周巧周日图２．７污泥中Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的浓度（ｕｇ／ｋｇ）Ｆｉｇ．２．７ＣｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｏｆｃＶＭＳｉｎｓｌｕｄｇｅｕｇ化ｇ（）—７０５４—６０Ｂ｜｜５０—＂＂Ｉ逊中国＾Ｂ４０Ｈ—應北欧Ｉ。２ＳＢ—＊３０希腊＇＇■■西２０Ｌ——＾班牙＊Ｊ—加拿大１０ｉ．ｏｓｉ：１．Ｓ９Ｓ：盤进水ｕ八污泥（ｕ／ｇ）（ｇ）ｇ图２．８ｃＶＭＳ在各国进水和污泥中的浓度对比ＴＶＭＦｉ．２．８ｈｅｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｃｏｎｔｒａｓｔｉｎｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃｏｕｎｔｒｙｏｆｃＳｉｎｉｎｆｌｕｅｎｔａｎｄｓｌｕｄｅｇｇ５＾＾—身帝４／？＂Ｎ—＾３梦…Ｉｌ之３＜—１＾密中国；Ｅ－ｊ．＜＾６２１－３．７３ｃ＿ｒ＾…．…—－－■——－５方１Ａ－６图２．９ＬＶＭＳ在各国污泥中的浓度对数比较＊Ｆｉ．２．９ＴｈｅａｒｈｍｉｏｎｃｅｎｒｉｃｏｒａｓｉｉｅｎｃｏｕｎｒＬＶＭＳｉｎｓｌｕｄｇｌｏｇｉｔｃｃｔａｔｏｎｎｔｔｎｄｉｆｆｅｔｔｙｏｆｅｇ－－３７n挥发性珪氧焼在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估第３章ＣＷＳＢＲ逸度模型模拟挥发性括氧炼的去除和分布３．１多介质逸度模型介绍３．１．１逸度介绍针对某个特定环境系统的输入、输出途径和不同环境介质中某目标化合物的浓度分布、迁移转化、富集降解等行为，越来趙多的研究运用其特定的逸度模型来更好的模拟环境系统，更准确地描述目标化合物的归趋和行为变化。从而引出一一了逸度这概念，逸度是用来表示和计算化学势的种算法，是相平衡和化学平一衡的种定量硏究。化学势是用来判别相变化和化学变化的方向和平衡的，是研一究相平衡和化学平衡的关键指标。逸度算法作为种主要的化学计量手段来模拟巧描述目标化合物在废水处理系统中的相间分配行为。３．１．２多介质环境模型目前应用最广泛的环境模型是由加拿大特伦特大学环境模型研究中也的ＤｏｎａｌｄＭａｃｋ巧教授提出的Ｗ逸度概念为基础的多介质环境模型。该模型已成功应用于各个地区和环境系统中，如河流、湖泊、垃圾填埋场、污水处理厂、室内空气环境等，其方法是将水体、空气、±壤、悬浮泥沙、沉积物、生物分成不同的环境介质进行污染化学物的浓度测定和计算。并且基于逸度的废水处理厂模型也成功推广适用于多种环境污染物的研究分析，如多环芳炫、内分泌干扰物质Ｗ９４－９８ｔ］及抗菌剂等。利用质量平衡原理，逸度算法为手段，描述污染化合物在废水处理系统内的各介质中的分配、迁移和转化等行为，为环境管理和环境风险评估提供了科学依据和技术参考。实际上，早在２０世纪８０年代初，国内外已经逐步开始关注多介质环境有机污染的研究。９０年代已开发了逸度概念相关的废水处理厂模型，该模型使用的９７９８［］［］是经典的活性污泥工艺。经过千几年的应用，又添加了氧化搪等工艺。因此，模型也是随着研究系统、工艺和目标污染物的变化而不断的优化创新，通过查阅大量文献资料，结合国内外多介质模型的理论方法和应用研究，在原来的基础上分析现有模型的不足，修正和完善存在的漏洞和缺陷，优化模型中的部分内定参数，并根据具体问题适当扩展和补充，减少实际模拟过程中产生的误差。－３８－n第３章ＣＷＳＢ民逸度模型模拟挥发性桂氧烧的去除和分布２０１２年，该模型在应用于有机桂氧晓分析时出现问题，因此针对有机挂氧１？＞［］烧又进行了修正。目前多介质环境模型也被嵌入了美国环保部的ＥＰＩＳＵＩＴＥ４１软件。因此，不借助多介质环境模型的辅助，将难Ｗ预测该硏究系统中目标化合物化学行为的复杂性。这强调了主观评价环境系统中污染物归趋的缺陷，阐明了在相对复杂和相互影响的条件下，多介质环境模型为客观评估目标污染物的化学行为提供了重要的定性框架作用。３．２废水处理厂逸度模型３．２．１废水处理厂模型参数废水处理厂模型的应用参数主要包括Ｗ下Ｈ个部分：（１）化合物的物理化学和环境参数。化合物的物理化学参数是指该目标有、机污染物的基本物理化学属性，如化合物的相对分子量密度、溶解度、蒸汽压、挥发性、生物降解性、热稳定性等。环境参数是指该污染化合物在各个环境介质中的分配系数，如亨利常数（空气／水分配系数）、有机碳／水分配系数、辛醇／空气分配系数等。（２）废水处理厂的系统设计和工艺参数。废水处理厂的系统设计参数是指水处理系统中各个反应器的动力学参数和化学计量参数，它们是用来表征废水处理厂模型的固定特性的常量、，如反应池的底面积体积、深度等。工艺参数是指代表实际污水处理运行王艺的模型工艺参数，包括曝气量、水力停留时间等。（３）汚水流量和成分参数。污水流量和成分参数是指根据实际研究将污水划分成需要的几种成分一，这些成分具有相同的计量单位并按照定的计算方式构成相应的比例关系，这些参数可Ｗ用来衡量污水的水质，例如污水的每日处理量、进出水质量流、污泥流量Ｗ及污水中的总悬浮颗粒物浓度、目标污染物浓度等。３．２．２ＣＷＳＢＲ逸度模型本研究根据该市政废水处理厂的水处理流程和ＣＷＳＢＲ核必工艺的特点，Ｗ目标化合物ＶＭＳ进出ＣＷＳＢＲ反应池前后的质量平衡和物料平衡为原理，采用逸度的方法来描述各ＶＭＳ在反应系统的不同介质中的分配和转移情况，具体逸度模型的模拟过程如图３．１所示。－３９－n挥发性娃氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估挥发１挥发２曝气挥发３－今ｔ＾ｔ个ｌｉｉ嘱議雲爵働ｉ：１进水１出水４Ｉ—、？巧來腔制区、ＳＢＲ±反应陵出水平衡孩Ｉ｜槛流機拌器ｉｉＩｉｉｉ－？ＩＩＩ■：＜．■■■ＩＩ．１Ｉ．ＭＴｉＴｉｒｒｉｒＩｉｒｉｉｉｉｔａｉＭｔｆｉｔＡ；ｉ＂１挡世泌出水２出水３ＩＩＩＩＩ＇ｉｔｉ水轴流累进水轴流索Ｐｊ余污泥累ｐ图３．１ＶＭＳ在市政废水处理厂的迁移去除过程Ｆｉｇ．３．１ＭｉｇｒａｔｉｏｎａｎｄｒｅｍｏｖａｌｍｅｃｈａｎｉｓｍｓｏｆＶＭＳｉｎＷＷＴＰ一，由于与实际研究情况相比，逸度模型本身存在定的局限性为了更准确地模拟ＶＭＳ在该ＣＷＳＢ民市政废水处理厂中的迁移和分配行为，依据ＶＭＳ的特殊物理化学性质和废水处理厂的实验测定，对该ＣＷＳＢ民逸度模型的建立基于Ｗ下Ｈ点假设：ＷＶＭ［Ｉ（１）不考虑Ｓ在ＣＷＳＢ民反应池中的生物降解过程。由于ＶＭＳ在自然界中难Ｗ生物降解或降解性差，降解速率极低，并且通常ＷＷＴＰ中废水处理的运行周期小于６ｈ，时间相对较短，因此降解途径对ＶＭＳ的损失影响微乎其微，本次模型暂不考虑生物降解的因素。－（２）采用固液相分配系数＆来计算污泥中的逸度容量Ｚｐ，方程如下：（〇（）Ｚ＝ＸｐＫｄＺｗ，＆则通过如下方程计算其中Ｚｗ为水相中的逸度容量：；而Ｋ＝＾Ｋｄｆｏｃ〇ｃ一其中－２，＆为固液相分配系数ｃ为，般取值化；；／ｏ污泥相中有机碳比重＆Ｘ：为化合物的有机碳／水分配系数。（３）需考虑温度因素对空气／水分配系数（私Ｗ）的影响。由于湿度对ＶＭＳ的分配系数大小的影响较大，尤其是空气／水分配系数（份Ｗ），因此本研究采用范轉－４０－n第３章ＣＷＳＢＲ逸度模型模拟挥发性娃氧焼的去除和分布°ｉＷｆｉ霍夫方程来计算不同温度下的：ＡＷ值。根据２５Ｃ下范恃霍夫方程的测量值来计算°１５Ｃ采样温度下ＶＭＳ的松Ｗ值，等式如下：＝－ＭＪｗＡ－ｍ＼雌脚化腥ＶＴｉｘ）ｉｙＲｐｉ／ＷＡｉｒ其中，Ｊｔ为水到空气的转化能；为绝对媪度；ｉ？为气体常数，取ｍ？８．３１４Ｊ／（ｏｌ巧。由于到目前为止，国内外的研究领域对ｃＶＭＳ的物理化学属性和环境分配ｃ系数等方面的研究较为充分和深入，因此与ＶＭＳ相关的实验数据相对较充分。本研究也考虑到模型本身模拟的准确度，因而该逸度模型暂且只选择Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６这Ｈ种化合物来对其去除过程进行模拟。该ＣＷＳＢＲ市敌废水处理厂的工艺设计和运行参数数值可Ｗ参考王德河等ｗｆｉ。人的文献资料，如表３．１所示另外，Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的具体物化性质、环境介质参数及其分配系数等数据，见表３．２。－４－１n挥发性珪氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估表３．１ＣＷＳＢＲ王艺设计和运行参数Ｔａｂ．３．１ＤｅｓｉｎａｎｄｏｅｒａｔｉｎｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓｆｏｒＣＷＳＢＲｇｐｇ￣工艺设计和运行参数符号和计算公式．数值３—ｉ进水流量１ｍｈ佛１０００（佛，）１，—３进水ＴＳＳ浓度（Ｇｉｓｓ，ｇｍ）４００—３６水密度（公，ｇｍ）Ｐ１〇进水按制区面积（４，ｍＯ４９８８有效深度（也ｍ）４知４０体积（Ｋ，ｍＯＶ产ＡｉＸｄｉ６３２３３－ｉｍｈ）．０质量转移系数化．化，成Ｃ．Ｃ．３—ｉ＝出水流量２（佛，ｍｈ）佛佛１０００２２，３－ｉ＝ＸＧ悬浮颗粒物流速１（巧，，ｍｈ）化（佛，做）／片０．４０沈Ｒ主反应区面积（４，ｍＯ４３８００有效深度（屯ｍ）出－６．４０体积（权ｍＯ护這２４３２０曝气流量与曝气池体积的比值（气水比成）战１．８５—３１＝乂曝气速率（化ｍｈ）谷＾＾Ｋ４４９９２３—＇ｍｈ．５０曝气池质量转移系数，）（每ａ足ａ２３—ｉｍ＝曝气池水流速（妊，ｈ）ａ佛２１０００＝曝气池水力停留时间（曰，ｈ）谷２４．３２３—出水流量３佛ｈＨ－例９９５（３，ｍ０Ｏ产ＳＳ３ＭＬ％ｎｆ３０００浓度（Ｇｕｓ．ｇ）Ｃｓｓ３－ｉ＝＾悬浮颗粒物流速２ｍｈ佛／片２．９８５（化，）化（３红３３）３剩余污泥流量Ｗｆｅｓ，ｍｈ乃ＧＷｓｓ５３－ｉ剩余污泥中悬浮颗粒物流速（Ｇ化ｓｍｈ）ＧＰｓｆ化ＷｓＣ＾Ｉｐ０．〇巧，＆Ｘ出水平巧区面积（４ｍ９８８ｉ，ＯＡ有效深度Ｕ，ｍ）屯６．４０３体积化，ｍ）护４Ｘ４６３２３－３＞质量转移系数（ｉＵｍｈ）足ｃ０．０５—３’佛产佛出水流量４（佛４ｍｈ）９９５，３—３出水ＴＳＳ浓度（Ｇｔｓｓ，ｇｍ）Ｇｔｓｓ１０３—＇＝悬浮颗粒物流速３（６Ｐｕｍｈ）化（佩Ｘ知＾／公０．０１—４２－n第３章ＣＷＳＢＲ逸度模型模拟挥发性娃氧烧的去除和分布表３．２逸度模型中Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的参数－Ｔａｂ．３．２ＰｈｓｉｃｏｃｈｅｍｉｃａｌｒｏｅｒｔｉｅｓｏｆＤ４Ｄ５ａｎｄＤ６ｆｏｒｔｈｅｆｉｉａｃｉｔｍｏｄｅｌｙｐｐ，ｇｙ参数符号ＭＤ日Ｄ６—ｉＭ摩尔质量（ｇｍｏｌ）２８４３＾４４５°实验温度（Ｃ）ｔ１５１５１５绝对温度肋Ｔ２８８２８８２８８骑垃律常数？？？二分成，ＸＲＸＴ５．９９Ｘ１０１．３９Ｘ１０１．９２Ｘ１０，化，ｒｍｍ〇ｒ）挥发转化能ｋＪｍ〇ｒ／Ｉ４８６０６５（）祐。空气／水分配系数（２５Ｃ）《，ｗｃ４９０１３５０１９９５，空气分数背２５０５Ｓ２８０２＾－２８８１／２９８）／Ｒ）７Ｘ６７有机族／水分配系数也ＬＷｌ〇１．３６５Ｘｌ〇４．３８５Ｘ１０ｓ６＊－＝ＸＸ〇．Ｘ固液相分酷系数／ｄ．２也３．５８ｌ〇２．巧ｌ〇８７７１０水相中逸里－７－７／分１．６７Ｘ１ＣＴ７．１８Ｘ１０５．２１Ｘ１０甲－气－ｉ３ｍｏｌＰａｒａ（）固相中逸度容量ｇ６９＇７—：ｍｏｌＰａＶＯ（ＣＷＳＢＲ逸度模型依据反应区中Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６在反应、迂移、转化、去除前后的质量平衡和物料守恒原理，并结合ＣＷＳＢＲ的工艺特点，利用平衡方程式建立起模型骨架，来描述Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６在不同介质中的分配行为。具体的各平衡方程见表３３所示。－４３－n挥发性娃氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估表３．３基于逸度的ＣＷＳＢ民模型质量平衡方程３３ｓｂａｌｅｔｉｏｎｓｏｆ化ＣＷｌｂａｓｅｄｏ化ｅ化ａｃｉｔＴａｂ．．ＭａｓａｎｃｅｑｕａｅＳＢ民ｍｏｄｅｎｇｙ逸度速率ＶＭＳ摩尔流量步、甲５渝？—－—１ｉｉ（ＡｍｏｌｈＰａ）（ａｍｏｌｈ）进水控制区进水二例乂ＧＭＱ、／表面挥发化＝Ｘ４Ｘ名化＝也Ｃ化Ｘ／ｈ＝佛＋＝乂汽出水化２ｙ名化乂名化Ｃｈ２＝质量平衡０庙＋兔地Ｒ主区＝ＸＸ么＝Ｘ表面挥发祐ＪＵＡ冻化／ｓ乂乂名乂－－曝气挥发化心成（１ｅ邱（））ａ尸化乂／ｓＫａＷ似Ｇ心１）＝化乂名＝乂《剩余污泥化Ｓ运Ｓ祐＝乂方乂＝乂式出水化佛３＋化？保Ｊ化＋也质量平衡＋牛＼峡Ｓ成３出水平巧区表面挥发化＝成Ｘ４Ｘ名＝化乂／ｃ冻ｂ，＝乂名＝出水化彿４＋乂＾此马４乂＝质量平衡窃３麻＋贫４ＣＷＳＢ民逸度模型模拟的Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６Ｈ种化合物的迁移去除途径和巧占－百分比分别见图３．２３．４所示。从模型图中可Ｗ看出Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６进入ＣＷＳＢＲ进水控制区停留一段时间后，基本所有的ＶＭＳ都进入到序批式活性污泥（ＳＢＲ）反应池中，几乎没有挥发损失。根据模拟结果可得反应区中Ｈ种化合物的去除途径主要通过Ｗ下兰种方式；（１）（２）３）剩余污泥吸附；反应区表面挥发（包括曝气挥发）；（反应区排。出水其中，污泥吸附和表面挥发是占主导地位的主要去除途径，而反应区排出水所占的比重则相对低些。图中可得曝气方式分别去除了３９．０５％、１３．８１％和％的〇５Ｄ４、ＤＤ％、１０．、．１７５和６，而纯表面挥发则去除了３０．０６．６／〇和３９６％的Ｄ４Ｄ一５和Ｄ６，这显然表明式是表面挥发损失的，曝气方个重要形式。综合可知，Ｄ４主要通过挥发途径来去除，Ｄ５和Ｄ６则更倾向于吸附至污泥的途径来去除。在ＳＢＲ主反应池中剩余污泥分别吸附了１６．口％、４４．８９％和－４４—n第３章ＣＷＳＢＲ逸度模型模拟挥发性娃氧烧的去除和分布５４．４３％的Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６，可得出污泥的吸附量随着ＶＭＳ分子量的增大而升高，即随ＶＭＳ分子疏水性的増强而增加（Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的ｌｏｇＡＴｏｃ值分别为４．２２、５．１７和５．８１）。而表面挥发量则随着ＶＭＳ分子量的增大而减少，从Ｄ４的６９．１１％、．Ｄ５的２４．４１％到Ｄ６的９．１３％，见表３．４。这主要原因是吸附系数＆的増加比例要大于必Ｗ的增加比例，因此可见ＶＭＳ还是倾向于吸附至污泥而不是挥发到大气中。在出水平衡区中，表面挥发途径也只占了＜１％，可见ＶＭＳ几乎没有损失。最终排出水中的Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６分别占ＷＷＴＰ进水含量的１４．０６％、３０．６９％和３６．３９％，可见ＶＭＳ分子量越大也越容易通过保留在水相中而排放至水生环境中。总结污泥吸附、表面挥发和排出水的数据可得出，随着ＶＭＳ分子量的增大，其表面挥发性显著降低而更容易通过污泥吸附巧排出水的途径来去除。表３．４Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６各去除途径的百分比Ｔａｂ．３．４ＴｈｅｅｒｃｅｎｔａｅｓｏｆｒｅｍｏｖｅｗａｓｏｆｔｈｅＤ４，Ｄ５ａｎｄＤ６ｐｇｙ目标化合物表面挥发（％）污泥吸附（％）排出水（％）Ｄ４６９．１１１６．８３１４．０６Ｄ５２４．４１４４．８９３０．６９Ｄ６乂３９１３５４．４３％．－４５—n挥发性娃氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估０．０４％２９．８７％３９．０５％０．１５％挥发１挥发２曝气挥发３ｆｔｆＩ．，Ｉ＾＇：１００％；，．，，１４０６％Ｉ进水１出水４＾－ｒ：＇．…＇－－、、－．：ＳＢＲ韦说Ｖ：区出水平鞭区「１进水轴流系＊水轴流累ＩＩＩＩＩ出水３出水２剩余污泥Ｉ■＂黑９９．９７％．１６８３％图３．２Ｄ４在ＣＷＳＢＲ反应中的迁移去除过程＂Ｗ＊Ｆ．２ＴｈｅｒｅｍｌｍＤ４Ｂ民ｉｅａｃｉｇ３．ｏｖａｅｃｈａｎｉｓｍｓｏｆｉｎ化ｅＣＳｔｉｏｎ０．００％．．１．０１０巧％１３８％０５％挥发１挥发２曝气挥发３淫水器ＩＩＩＩ￣￣１００％３０．６９％进水１巧：ｉｆ出水４…—迸水拉制段出水平衡捉Ｊ＾ＳＢＤ民主扳底区ｉｖ、心乂ｇｒ、＾、；－．滯挪；蝶抑器进水轴流乘ｉ：出水ＳＭｉＩＩＩ二＊—區，？…？＊姻ｏ＇＾出水３出水２Ｙ剩余污泥目〇３〇＇７４乂１００％４４．８９％图３．３Ｄ５在ＣＷＳＢＲ反应中的迁移去除过程Ｆ＊．３．ＴｒｅｆＤ５ｎＣＷＢ民ｉｅａｃｎｉｇ３ｈｅｍｏｖａｌｍｅｃｈａｎｉｓｍｓｏｉ化ｅＳｔｉｏ－４６－n第３章ＣＷＳＢＲ逸度模型模拟挥发性珪氧烧的去除和分布０．００％３．９４％５．７％０．０２％１挥发．１挥发２曝气挥发３Ｉ１１！，＾１００％３６．３９％＇进水１：養ｉｉｌｌｉ藉蒙１：ｈ：ｉ－＇’＇——－、ｒＳＢＲ主反底区出水平衡区ｆ推流搜拌器Ｉ进水轴流累出水轴流ＳＩＩ旦Ｉ出水３出水２Ｙ余污泥剩醒３６．４１％１００％５４．４３％图３．４Ｄ６在ＣＷＳＢＲ反应中的迁移去除过程Ｆ．．４ｈｅｒｅａｍｎｍｏｆＤＣＷＳＢ民ｏｎｉｇ３Ｔｍｏｖｌｅｃｈａｉｓｓ６ｉｎｔｉｈｅｒｅａｃｔｉ３．３逸度模型的不确定性和敏感性分析该ＣＷＳＢ民逸度模型模拟结果的不确定性来自于输入参数的不确定性。因此。在所有的输入参数中进水流速、ＶＭＳ浓度、进出水中的总悬浮固体（ＴＳＳ）浓度、曝气速率、曝气池中混合液悬浮固体（ＭＬＳＳ）浓度及剩余活性污泥流、量比废水厂的运行参数和水质参数等都是取自平均值，不能完全忽略最大和最小值的情况一，因此具有定程度的不确定性，这就导致了逸度模型中ＶＭＳ质量分布的不确定性。ｉｗ，ｗ２，ｉｗ［］我们根据多介质模型要求的进行不确定性分析的原则，采用蒙特卡一洛模拟分析（ＯｒａｃｌｅＣｒｓｔａｌＢａｌｌ软件版本７．３．１来针对送问题进行不确定ｙ，）性分析。假定各个参数都符合正态分布，这些参数都来自于该废水处理厂的运行操作或样品分析测定的平均值和标准偏差一。蒙特卡洛模拟是基于概率分布的种＝重复随机抽样（ｎ１０，０００样本），定义了变化的主要因素和每个假定参数的不确定性。最后蒙特卡洛模拟分析的Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６各去除途径的概率分布最小值、中位数和最大值见表３．５。－—４７n挥发性巧氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估表３．５蒙特卡洛分析１０万次随机采样得到的ＶＭＳ在废水处理厂的去除途径比例的最小值、中位数和最大值Ｔａｂ．３．５Ｔｈｅｍｉｎｉｍｕｍｍｅｄｉａｎａｎｄｍａｘｉｍｕｍｖａｌｕｅｓｏｆｒｏｂａｂｉｌｉｔｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｗｅｒｅｃａｌｃｕｌａｔｅｄ，ｐｙｆ＝ｒｏｍＭｏｎｔｅＣａｒｌｏｒｅｅａｔｅｄｒａｎｄｏｍｓａｍｐｌｉｎｇｗ１０，０００ｓａｍｌｅｓｐ（ｐ）去除途径￣￣￣￣￣￣￣￣￣进水控制Ｓ抓主反Ｓ抓主反出水平衡剩余污化合Ｕ物区表面挥应区表面应区曝气区表面挥泥吸附ＷＷ发㈱挥发㈱过程佩发㈱㈱０．最小值．０２２２９２６．８０．１２５９．９６．７４．９Ｄ４０．中位数．０４２９．９３９．１０．１５６９．１１６８１４．１０．．．最大值．０８４１．２４７９０２１８０．１２９０２２．２最小值０．０６．８８．３０．０４１６．１２１．５６．８Ｄ５中位数０．０１０．．．．３０．．６１３８００５２４４４４９７０．最大值．０１１８．０２２．７０．０９３７．７６７．４５０８￣最小值＾＾〇７＾＾２＾５Ｌ５Ｄ６中位数０．０３．９５．２０．０２９．１５４．４３６．４最大值化０９．７０．０４Ｓ８４．９６１．２＾受到这些参数的影响，出水中的ＶＭＳ浓度变化比较大，Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的浓度比例在５？２２％￣－、７５１％和２６１％的范围内变化。因此有必要清楚哪些参数能影响。出水中的ＶＭＳ浓度变化对此我们进行了参数敏感性分析，针对输入参数的不确定性，我们对其质量分布的敏感度进行评估。通过输入和输出数据之间的斯皮一尔曼等级相关系数对种假设的总体敏感度进行预测。－３ＷＷＴＰ中影响Ｄ４、Ｄ谢Ｄ６质量分布的输入参数的敏感度分析如图３．５．７所示，正值表示正相关，即正面效应，负值代表负相关，即负面影响，且相关系数的绝对值越大则相关性越强。从表中可看出，出水ＴＳＳ浓度是ＶＭＳ排放最大的影响因素，这主要归因于ＶＭＳ具有较大的有机碳／水分配系数（１〇终〇ｃ＞５）。出水ＴＳＳ浓度增高，ＶＭＳ浓度就升高；ＴＳＳ浓度降低，ＶＭＳ浓度也随之隆低，这意味着可Ｗ通过优化ＴＳＳ的去除机制来降低出水排放到水生环境的ＶＭＳ。ＳＢＲ±反应区中的剩余污泥流量和ＭＬＳＳ浓度对污泥吸附中的Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的质量分布也有很大影响。随着ＭＬＳＳ浓度和剩余污泥流量的增加，吸附污泥中的ＶＭＳ质量分布呈上升趋势而挥发和出水途径中的含量则相应地减少。此外，进水流速也是影响ＶＭ一ＭＬＳＳ浓度因素Ｓ出水排放的另个参数，相比剩余污泥流量和，其在ＷＷＴＰ中对ＶＭＳ的去除表现出相反的作用。－４－８n第３章ＣＷＳＢＲ逸度模型横拟挥发性挂氧烧的去除和分布－１１〇点■０．６■进水流速０—．４１Ｉ擾—＊法Ｍ■■剩余括泥流速―—０——．２Ｉ彌Ｉ…巧０誦－眶画出水了５嫌度：Ｉｂ—－０出发■．２■圍泰＆潘合液相悬浮固体。，－＇－０．４山ＭＬＳＳ（浓度）：？；－０．６Ｊ－０．８图３．５各模型输入参数对Ｄ４Ｓ种去除途径的影响Ｆ．．ｒｒｏｎｃｏｅｆｆｌｉ３５Ｒａｎｋｃｏｅｌａｔｉｉｃｉｅｎｔｓｆｏｒｍｏｄｅｉｎｕｔａｒａｍｅｆｒ４ｇｐｐｔｅｒｓｏＤ１—０名＝－０——．６？Ｋ巧进水流速醒剩余污泥流速蜜０２ＰＩ１■＂—－—￣…、…麗—ＴＳＳ巧０？可！出水浓度ｊｍｉ＇－——．－５絕—■０巧ｘＬ２論：圓戰ＢＩ．混合液相是浮固，；Ｉ—－０．４譲体ｌ＿ｓｙ浓度Ｐ（Ｍ－０６．－■－扣８图３．６各模型输入参数对Ｄ５Ｈ种去除途径的影响Ｆ．．Ｒｌｉ３６ａｎｋｃｏｒｒｅａｔｉｏ打ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔｓｆｏｒｍｏｄｅｎｕａｒａｍｅｒｓｒＤ５ｇｌｉｐｔ化ｆｏｐ－４９－n挥发性娃氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估１１■化８１０．６圓■进水流速￣￣Ｔｂ匯剩余污泥流速蟹０２Ｍ｜Ｂｉ￣—￣—－￣隱巧０－－出水ＴＳＳ浓度ｉＪ＊＊＊Ｉｆ－０．２《混合液概浮香固一－０．４体Ｓｙ浓度纏胃（ＭＬｚｚＭ＾－０．６Ｊ－０．８图３．７各礫型输入参数对Ｄ６Ｈ种去除途径的影响Ｆｉｇ．３．７艮ａｎｋｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔｓｆｏｒｍｏｄｅｌｉｎｐ山ａｒａｍｅｔｅｒｓｆｏｒＤ６ｐ－－５０n第４章挥发性珪氧烧的质量流量计算和生态风险评估第４章挥发性枉氧烧的质量流量计算和生态风捡评估４．１质量流量计算４１１．．计算原理根据废水处理厂的实际进出水流量、测量的ＶＭＳ、ＴＳＳ等化合物的水相和污泥相浓度等数据，见表２．４和表３．１，可Ｗ计算ＶＭＳ的每日质量流量，采用Ｗ下方１０４］禪：＝ＣｘＭ０（ｗ＋ＣｔｓｓＣｐ）－－ｉ３ｉ其中，Ｍ为ＶＭＳ的每日质量流量（ｄ流量ｍｄＣｗ为水相中ｇ），０为进水（），－３－ＣＶＭＳ浓ｋｉ的ＶＭＳ浓度（ｇｍ，Ｃ），ｐ为污泥相中的度（ｇｇ）ｒｓｓ为水相中的悬浮颗粒－３物浓度（ｋｇｍ）。根据上式方程可Ｗ计算该废水处理厂每日进水、出水和污泥中的目标ＶＭＳ质量流量，而大气中的ＶＭＳ质量流量则是依据化学质量平衡原理，通过进水质量流量减去污泥和出水的质量流量来计算．１．１，具体计算结果见表４和图４所示。４．１．２质量流量结果分析基于该ＣＷＳＢＲ市政废水处理厂的每日废水处理量．、，表４１列出了进水出一水一、污泥和大气中各ＶＭＳ在采样周内的每日质量流量，图４．１展示出了周内每日的总ＶＭＳ质量流量波动情况。从图表中可得出该市政废水处理厂进水中－－的总ＶＭＳ平均载荷量约２ｉｉ５．３ｄ１８．８ｄ，ｇ，周四表现为最低ｇ周六达到最高为－－ｉｉ五出现最３０．７ｇｄ。污泥吸附的总ＶＭＳ日平均质量约为１０．０４ｇｄ，图中可见周－－ｉ３ｉ高值为１．２ｄ。而出水排放的总ＶＭＳ日平均载荷量约为８ｇ．２ｇｄ，最低为５．０－－ｉｉｇｄ，最高为１１．２ｇｄ。通过物料平衡计算大气中的每日总ＶＭＳ平均质量流量－－为７ｉｉ．０ｄ，最低出现在周五为１．４ｄ。ｇｇ标准偏差的部分负值表示有大气反向吸附至汚泥的可能性。实验结果表明，污泥吸附是影响ＶＭＳｓ在该市政废水处理厂中归趋变化的关键因素，并且周末的吸附量有所增加，而出水排放和大气挥发也是ＶＭＳｓ去除的另外两种主要途径。—５－１n挥发性娃氧院在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估－４１表．１进出水Ｓ的每日质量流量ｄ、污泥和大气中各ＶＭ（ｇ）．ｉＴａｂ．４．１Ｔｈｅｄａｉｌｙｍ犯ｓ打ｏｗｓｏｆＶＭＳｉｎｉｎｆｌｕｅｎｔ，ｅｆｌｕｅｎｔ＾ｓｌｕｄｇｅａｎｄａｉｒ（ｇｄ）样品平衡计算采样时间化合物进水出水污泥大气Ｄ４１０４６＋０：３４４．３４＋０．％１．２３＋０．２３４８９＋０．８３．．．Ｄ５９．的±１．１０３．９１＋１．３２３．２５＋０．８７２．５１＋３．２９２０１４／０５／２０Ｄ６６．７７＋０．４８２．９５＋１．３２３．６９＋０．的０．口＋２．４３周二Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．０１＋０．００／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０＋．．１３００５Ｉ总２６．９０＋１．９２１１．２０＋２．９０义３１＋１．７８７．３９±ｔ６０＋２７６１＋：＋Ｄ４１０．３００．１２１．２２０．３６７５８３．２４．１０．±．＋＋Ｄ５８＋±．．９３２．０９３．８２０．４３２．：Ｊ６０．００２．７５２５２６２±１９．＋腑乱．９３６±０．Ｗ２．９０±０．８４０．１２３．０９２０１４／０５／２１Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．０１＋０．００／周二Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．０９±０．０２／１０．３５＋＋＋＋２５．总．６５６８４８．７２０．８２６．５８１．２２８８８．＋．＋１＋Ｄ４５．４止０．６５１．８７０５５１．９５．１３１．５８２．３３＋＋＋Ｄ５７．２２１０．８９３．３１０．３８２．７５０．６０１．１６１．８７２０１４／０５／２２Ｄ６６．１４＋０．８９２．１１＋１．３４３．７９＋１．５４０．２４＋３．７７＋Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．０１０周四．０１／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．１１＋０．０５／＋＋＋总１义７６２４２７．２９２．２８８．６１３．３２２８６±８．０２．．Ｄ４５．６２＋０．２９１．７８＋０．６２３．５３＋０．日６０．３１＋１．４７Ｄ５９．６７＋０．１７４．４４＋０．０７４．２６＋１．５１０．９７＋１．７５Ｄ６７．２＋０．０７１．６８＋０．％５．１６＋１．１７０．％±２．２０２０１４／０５／２３周五Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．１５＋０．１７／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．１１＋０．０２／＋＋＋．６６口２３４４１６３总２２４９０．５３７．９０１．．１．．３８±ｔ－５２－n第４章挥发性娃氧烧的质量流量计算和生态风险评估续表ｔｉ４．１进出水、污泥和大气中各ＶＭＳ的每日质量流量（ｇ）Ｔ．ｉａｂ４Ｔｈｅｄａｉｌｍａｓｓ０ＯＷＳｏｆＶＭＳｉｎｉｎｆｌｕｅｎ心ｅｆｆｌｕｅｎｔＳ山ｄｅａｎｄａｉｒｄ．．１ｙ＾ｇ（ｇ）Ｄ４１２５０＋１．７３３．５３＋１．１０２．０８０．０２６．８９＋２．８５．±＋＋＋Ｄ５９．．７４１７８３．７４０．５５３．７２１．６７么２８±４．００．６７１．０８＋２０１４／０５／２４Ｄ６８．５０＋００．４１６．８０±１．巧０．化±２．８０＋Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．周六．０４００１／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．３３＋０．巧／总３０．７４＋４．１８８．３５±２．０６１２．９７＋３．６７乂４２＋９．９１Ｄ４８５９＋２．７６１．２＋０．６７２．０５＋００２５．３４＋３．４５．．Ｄ５１０．５４＋０．８９２．５４＋０．４８３．５１＋１．４３４．４９＋２．８０＋＋＋＋２０１４／０５／２５腑７．６１００５１．３００４６１０２９０２．７８．．１．．５．１２Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．００５＋０１周日．０／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．３９＋０．１４／总２６．７４＋３．７０５．０４＋１．３０１２．０６＋４．１９９．６４＋９．１９Ｄ４９３１±０．２９２．３８＋１．４６１．１７＋０．１０５．７６＋１．８５．Ｄ５９．２４＋０．加４．４４＋０．７２２．８２＋０．９７１．９８＋２．１９Ｄ６７．＋．＋．＋２０１４／０５／２６．０６＋０．％２３８１６６４．４４２．５１０２４４．４３一Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０＋０１周．００３．０／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．０９±０．０６／总２５．６１＋１．０６９．２０＋３．８４８．５２＋３．６４７．８９＋８．５４＋＋Ｄ４８．８６±１．２５２．巧±０．７０１．８９０．３５４．６４２．３０＋＋Ｄ５９±．±．２９１．０６３７４０．５８３．２４１．０１２．３１２．６５＋＋＋Ｄ６７．．．±．１３０６２２１６０．８７４７０１．５７０．２７３．０６７日平均值Ｌ４＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．的＋０．０３／Ｌ５＜Ｌ０Ｑ＜Ｌ０Ｑ０．１８＋０．０８／＋＋＋总２５２８２８巧±．１．．９３．２４１０．０４３．０４７．０１８．１１－５３－n挥发性娃氧綻在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理广的归趋及生态风险评估－４０１巧３０＂＂Ｉ７＾＾—进水Ｉ＾－＿——．３—２０’’￡７—出水Ｉ＾ｆｊ霉１５：少？？？？幽《：＾：：於汚泥干一＊＊＂＾＾＾，……－－＇－＊＾１０ｇ＊；ｒｉ，…ｉｗｔｗＭ＞；ｊＳ三＇一，．＝．－－－－－ＰＮ三ｆ－…１？。麵＇？？—＇，。＇—’，＇—上……Ｑｓｊ；由—＿＇－－－－＇－＇＝－－二调六ＭＵ－５周Ｔ荀－■－１０－一４１图１、Ｓｄ．周进出水污泥和大气中总ＶＭ质量流量（ｇ）１ｅｎｅｆｕｅｎｓｕｄｅａｎｄａｒｎａｗｅｅｋＦｉ．４．１Ｔｈｅｍａｓｓｆｌｏｗｒａｔｅｓｏｆｓｉｌｏｘａｎｅｓｉｎ化ｅｉｎｆｌｕｔｆｌｔｌｉｉ江，，ｇ（ｇｇ）ＶＭＳＬＶＭＳ从表４．１和图４．１看出，污泥相中的浓度表现出较高的水平，在进出水中的浓度低于检测限，而污泥中的ＬＶＭＳ浓度比水体浓度高很多，这ＶＭＳ含一般来讲是因为污泥中量是长期浓度积累的结果，污泥的泥龄是１５。Ｌ１天左右，所Ｊ其中的ＶＭＳ至少是５天积累的结果，而水体中的ＶＭＳ浓度则是居民使用排放时的瞬时浓度。线状和环状ＶＭＳ表现出不同的环境行为，ｃＶＭＳ，污泥吸附和出水过程ＶＭＳ所占比例较为接近的质量分布则相对均匀些，只有Ｄ４的挥发作用显著，而Ｄ５、Ｄ６主要去除途径仍为污泥吸附，并且也有从大气转移至污泥的过程。４．１．３环境负荷和周期性模式该废水处理厂周边服务的居民人口数约为１３万，根据ＶＭＳ的每日进水总－ｉ？ｍ载荷量，可Ｗ计算得到每日人均总ＶＭＳ质量负荷在１４５２３６ｇｄ每１０００人，－沪每ｉ平均约１９５ｍｇ１０００人，很明显低于英国（５０００ｍｇｄ每１０００人）、加－－ｉｉ１２５［’拿大Ｕ７００ｍｇｄ每１０００人）和希腊（ｌＯＷｍｇｄ每１０００人）惟些国家的研究报道。为了检验模型模拟结果的准确性和可靠性，真实反映ＶＭＳ在ＣＷ犯艮市政废水处理厂的归趋变化情况，将实验测定的平均值与模型模拟结果进行比较，如表４．２所示。从表中分析得出挥发、污泥吸附和出水这Ｈ种去除过程中，模型结。果和实验测量值的符合程度还是比较理想的，差异性并不太大－５４－n第４章挥发性桂氧焼的质量流量计算和生态风险评估４表．２模型模拟和实际测量ＶＭＳ去除比例的对比Ｔａｂ．４．２ＴｈｅｃｏｍａｒａｔｉｏｎｏｆｍｏｄｅｌｓｉｍｕｌａｔｅｄａｎｄｅｘｅｒｉｍｅｎｔｍｅａｓｕｒｅｄｒｅｍｏｖａｌｒａｔｉｏｓｏｆＶＭＳｐｐ挥发（％）污泥吸附（％）出水（％）化合物模型测量模型测量模型测量＋＋＋Ｄ４６９．１１么拟姑＋．±化．．０５么３７２么２．０２１：３３．８０１４．０６２０２６巧＋１２．５３Ｄ５２４．４±２．０２４．８７＋０．４０４４．抑±２．０３４．８８±氏７６３０朗＋２．０．３１＋１１．４０１２．１８＋＋＋＋Ｄ６９．１３２．０３７９２６５４．４３２０６６．．．３．ｔ％±１４．３９３．３９２．０３０３０±１４．２４出现这样的差异性其主要原因是来自采样和实验过程中的随机误差，并且每日进水中质量负荷的变化也与城市居民日常使用含ＶＭＳ护理品的习惯有关，其浓度波动反映出了每日个体活动使用ＶＭＳ情况的规律性变化。ＶＭＳ主要作为表面活性剂或者载体添加于化妆品和护肤品中一，居民般在早晨和晚间使巧化妆品和护肤品的频率辕高，因此进水中的ＶＭＳ浓度会随着每日各时间段使用频率的一不同而发生变化。同样，也会出现星期和季节性的周期变化，居民在周中周末和工作日的生活习惯不同，不同季节化妆品和护肤品的变换，使用方法、频率和用量的变化等一，般表现为夏天使用频率较高，而冬天等低温季节的使用频率较低。此外，温度会影响活性污泥中的，外界温度对废水处理的效率也会产生影响生物量。、影响目标化合物的分配系数等一一这些研究成果具有一结果与先前的致性，但在希腊和西班牙的ＷＷＴＰ４９１，［］中却没有发现类似明显的周期性模式。由于含ＶＭＳ的化妆品、个人护理品等产品需要长期的使用一一，这事实解释了ＶＭＳ所表现出的种清晰的周期性模式特点，即周末比工作日的使用量有所增加，由于周末期间大多数人会把时间更多的消耗在娱乐休闲的目的上。因此、，为了降低样本误差减少不确定性因素的干扰、把握更准确的规律，需要对进水中的ＶＭＳ浓度进行长期地监测，才能得到统计性的结果。综合考虑实验和模型的结果，可Ｗ总结出随着ＶＭＳ疏水性的增强和挥发性的降低，污泥吸附逐渐增强而挥发作用逐渐降低。在表面挥发过程中曝气占了主要的部分，因此曝气池在ＶＭＳ归趋的不确定性中起着关键作用，这些对比有助于更加详细地掌握ＶＭＳ在废水处理厂中的去除机制。－－５５n挥发性珪氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的旧趋及生态风险评估４．２ＶＭＳ生态毒理学评估生态毒理学数据表明：，Ｄ４符合欧盟的毒理学标准淡水和海水生物的长期－＜１脚ＬＣＮＯＥＣ要１０帖Ｌ。在１４天的Ｄ４急性毒理学测试中，小彩虹轉鱼（６１ｇ）的５０？心ＬＯＡＥＣ为６为１０ｌ／Ｌ１＾０６（：．４１．９ｉ／Ｌ。９３＾ｇ，为４＾３＾ｇ在对彩化鲜鱼天的慢性毒一．４化理学测试结果。２１天的对理学测试中，ＮＯＥＣ也为４帖，这与急性毒致在１尼时开始出现死亡现象（７．９大型蛋的测试实验中，当浓度达到１〇＾８，１＾０６：大约为ｉ／ＬＬＯＡＥＣ为１５ｉ／Ｌ。．１／Ｌ，红卽＾ｇ，穗奸的急性ＮＯＥＣ为９帖的急性毒理实验＾ｇ例ＮＯＥＣ为６．３惦。？在对Ｄ５的１４天急性毒理实验中，幼年江轉鱼在２．１帖／Ｌ１６帖／Ｌ的浓度范围内没有出现明显的死亡率改变［气而对大头餘鱼从卵－幼鱼的６５天慢性毒理学实８ｔ验表明．７／Ｌ气，其ＮＯＥＣ为帖６的毒理学。４９天而对于Ｄ数据相对较少在对大头餘鱼的慢性毒理学实验中，？在〇．４１４．４ｌｇ／Ｌ的浓度范围内，０６对大头餘鱼的生理特征没有明显的统计学影＾脚响６的ＮＯＥＣ为４．４／Ｌ。可见这个浓度值接近Ｄ６的溶解度，５／Ｌ，，因此，Ｄ惦ｎｇ这表明了Ｄ６在水溶解度的范围内，没有虽示出明显的毒性。表４．３最敏感水生生物的慢性毒理学数据Ｔａｂ．４．３Ｔｏｘｉｃｏｌｏｄａｔａｏｆ化ｅｍｏ巧ｓｅｎｓｉｔｉｖｅａｕａｔｉｃｏｒａｎｉｓｍｓｇｙｑｇ７７７１７目标化合物水生毒理学Ｄ４Ｄ５Ｄ６试验生物彩虹鶴鱼大头餘鱼大头餘鱼实验时间（天）９３６５４９终点指标Ｎ０ＥＣＮ０ＥＣＮ０ＥＣ浓度值（惦几）４．４＾＾４．３生态风险表征水环境中的ＶＭＳ浓度高低会直接影响其周围水生生态系统中各生物物种的生命活动，而水环境中ＶＭＳ的最重要污染源则是来自市政废水处理厂的处理排放水。目前为止，毒理学中我们得到的关于Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的生态单物种无影响ｉ浓度ＮＯＥＣｓ值分别为４．４、８．７和４．４ｎｇ＾。然后，可根据单物种无效果浓度的（４．１）生态多物种无影响浓度ＮＯＥＣｍｓ。外推公式，来计算－５６－n第４章挥发性珪氧婉的质量流量计算和生态风险评估ＮＯＥＣ＝ｍｓＮＯＥＣｓ／ＡＦ（４．１）其中，ＮＯＥＣｍｓ为生态多物种无影响浓度；ＮＯＥＣｓ为生态单物种无影响浓度ＡＦ为不确定因子一，若只有，００鱼；个急性毒性实验数据则ＡＦ取值１０；若一ＡＦ取值为、１００类大型圣和藻类兰组中各有个急性毒性实验数据，则；若鱼类一、大型圣和藻类Ｈ组中至少有个长期慢性毒性实验数据，则ＡＦ取值为１０；若有模拟生态系统或野外的实验数据，则ＡＦ取值为１。对于Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６来一个鱼类的长期慢性毒理学实验数据．３ＡＦ说，都各有，见表４，因此均取值为１０。根据外推的生态多物种无影响浓度ＮＯＥＣｍｓ值和表２．４中ＶＭＳ的出水浓度，可通过公式（４．２）来计算ＶＭＳ在水生环境中的生态风险商：＝ＨＱＥＥＣ／ＮＯＥＣｍｓ（４．２）ＨＱ为生态风险商ＥＥＣ为环境监测的ＶＭＳ出水浓度。其中，；表４．４Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的出水浓度、ＮＯＥＣｓ、ＮＯＥＣｍｓ和风险商Ｔａｂｉ４．４．４ＥｆｌｕｅｎｔｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｏｎｓＮＯＥＣＮＯＥＣｍａｎｄＨｏｆＤＤ５ａｎｄＤ６，ｓ，ｓＱ，风险评估￣化合物出水浓度单物种ＮＯＥＣｓ多物种ＮＯＥ。＾Ｈｇ—胃ＳＳ－－１（ｕｇＬ）（ｕｇＬ）（ｕｇＬ）－Ｄ４００—．０５００．１８１４．４．４４０．１１０．４１－Ｄ５００－．１０６０？巧５８．７．８７０．１２０．２１—－．．Ｄ６０＊０４５０．１５０４４０４４０．ｌ〇〇．３４、从表中评估的结果来看，可得到Ｄ４Ｄ５和Ｄ６在水环境中的风险商值分别￣＜０。￣０１－．４１、０．２０．２１和０．１００．３４的范，虽处于０．１含ＨＱ０．５均１的在．圃未超过相对安全的区间水平，但仍需要不定期对ＶＭＳ的水生浓度进行动态监测，减少一旦发现ＶＭＳ高危害、高风险发生的几率，时刻做好启动预警防控程序的准备，的生态风险商＞１，就要立刻对其所在区域的ＶＭＳ排放源实施相应地限期治理和限排等管理措施。当然，到目前为止，该恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂所排放的含有Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的出水还未对其周围的水生生态系统构成危害。－的－n挥发性珪氧烧在恒水位序批式活性汚泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估结论本次对挥发性娃氧晓在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归庭研究主要通过实验测定和逸度模型模拟相结合的方法，而水环境中挥发性珪氧烧的生态危害性评估主要根据其计算的相应风险商值大小来判断其风险性。总结本次研究结果可得出Ｗ下几点结论：（１）该ＣＷＳＢＲ市政废水处理厂的进水、出水和污泥样中总ＶＭＳ的平均－ｕｉｕｉｕｉ浓度分别为１．０５ｇＬ／、０．３４ｇｌ／和４．８８ｇｇ干重。进水中的总ＶＭＳ日平均质－－ｉｉ５．３ｄｌＯ．ＯｄＶＭＳ量流量可达２ｇ，污泥吸附质量约为ｇ，而出水排放至环境中的－ｉ？８２ｄｃＶＭＳ５８．３％８日载荷量约为．，从出水看的总去除率在１．１％之间，平均ｇ〇为６７．４／〇。（２）污泥吸附和表面挥发（包括曝气）是影响ＶＭＳ在ＣＷＳＢ民市政废水处理厂中归趋变化的关键因素。Ｄ４主要通过表面挥发途径来去除，而Ｄ５和Ｄ６则更倾向吸附于污泥的途径来去除。污泥吸附量随ＶＭＳ分子量的増大而升离；而表面挥发量则正好相反，主要原因是吸附系数拉的増加比例要大于必Ｗ的増加比例。（３）通过蒙特卡洛分析和参数敏感度分析，可得到进水流速、剩余污泥流量、ＭＬＳＳ浓度和出水ＴＳＳ浓度都是影响ＶＭＳ排放的因素，其中出水ＴＳＳ浓度是最大的影响因素，ＴＳＳ浓度増高，出水ＶＭＳ浓度就升高；ＴＳＳ浓度降低，ＶＭＳ浓度也随之降低，这意味着可通过优化ＴＳＳ的去除机制来降低排放到水生环境中的ＶＭＳ。（４）废水处理厂不同时间段的进水浓度具有规律性的变化，其星期和季节一的周期性变化般表现为周末较工作日活动频率商，，夏季较冬季活动频率高因此需要进行长期大量的环境监测提供数据上的支持。（５）计算得该ＣＷＳＢＲ废水处理厂排放的出水中Ｄ４、Ｄ５和Ｄ６的生态风￣＾－￣险商分别为〇．１１．４１、０．１２０．２１和０．１００３４，均处于相对安全的区间，未对周围水生生态系统构成危害，但仍需要进行不定期动态监测，减少高危害、高风险一旦发现风险商值＞发生的几率，１，就要立刻实施限期治理和限排等管理措施。－５８－n参考文献参考文献１ＢｌｅｔｓｏｕＡ．Ａ．，Ａｓｉｍａｋｏｏｕｌｏｓ，Ａ．Ｇ．，Ｓｔａｓｉｎａｋｉｓ，Ａ．Ｓ．，Ｔｈｏｍａｉｄｉｓ，Ｎ．Ｓ．，ｎｎａｎ［］，ｐＫａＫ！ｅａｒａｎｄＣｘａｎｅｓｗａ．ＭａｓｓＬｏａｄ打ｇｉｃＳｉｌｏｉｎａＷａｓｔｅｔｅｒＴｒｅａｔｍｅｎｔ，ａ打ｄＦａｔｅｏｆＬｉ打ｙｃｌＰｅｃ－Ｉ孤ｔｉｎＧｒｅｅｃｅ．Ｅ打ｖｉｒｏｎｍｅｒｒｔａｌＳｃｉｅ打ｃｅａｎｄＴｈｎｏｌｏｇｙ．２０１３４７４：１８２４１８３２．，（）２ｏｒａＫ．Ｆ．ＫｉｅｒｋｅａａｒｄＡ．ＭｃＬａｃｈｌａｎＭ．Ｓ．Ｃｏ打ｓｉｓｔｅｎｃｉｎＴｒｏｐｈｉｃ［］Ｂｇ，，ｊｅｌｄ，Ｅ，ｇ，，，ｙＭａｇｎｉｆｉｃａｔｉｏ打ＦａｃｔｏｒｓｏｆＣｙｃｌｉｃＭｅｔｈｙｌＳｉｌｏｘａｎｅｓｉｎＰｅｌａｇｉｃＦｒｅｓｈｗａｔｅｒＦｏｏｄＷｅｂｓＬｅａｄｉ打ｇｔｏＢｒｏｗｎＴｒｏｕｔ．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ．２０１３．［３］ＨａｎｓｓｅｎＬ．ＷａｒｎｅｒＮ．Ａ．Ｂｒａａｔｈｅｎ，Ｔ．Ｏｄｌａｎｄ，Ｊ．０．，Ｌｕｎｄ巨．，Ｎｉｅｂｏｅｒ，Ｅ．，，，，，，，Ｓａ打ｄａｎｇｅｒ，Ｔ．Ｍ．Ｐｌａｓｍａｃｏ打ｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｏｆｃｙｃｌｉｃｖｏｌａｔｉｌｅ阳ｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａｎｅｓ（ｃＶＭＳ）ａｕＮ＿ｉｎｐｒｅｇ打ａｎｔａｎｄｐｏｓｔｍｅ打ｏｐｓａｌｏｒｗｅｇｉａｎｗｏ阳ｅ打ａｎｄｓｅｌｆｒｅｐｏｒｔｅｄｕｓｅｏｆｐｅｒｓｏｎａｌｒｏｄｕｃＰＣＰｓｖｒｏｎｍｅｎｒｎａｔｏｎａ－ｃａｒｅｐｔｓ（）．ＥｎｉｔＩｎｔｅｉｌ．２０１３，５１：８２８７．４Ｋｒｏ．ＫｉｅｒｋｅａａｒｄＡ．ＭｃＬａｃｈｌａｎＭ．Ｓ．ＢｒｅｉｖｉｋＫ．ＨａｎＫ．Ｍ．［］ｓｅｔｈ，ＩＳ．，，，，，，，ｓｅｎ，，客ｇＳｃｈｌａｂａｃｈ，Ｍ．ＯｃｃｕｒｒｅｎｃｅａｎｄＳｅａｓｏｎａｌｉｔｙｏｆＣｙｃｌｉｃＶｏｌａｔｉｌｅＭｅｔｈｙｌＳｉｌｏｘａｎｅｓｉ打１－ＡｒｃｔｉｃＡｉｒ．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏ．２０３４７１：５０２５０９．ｇｙ，（）［５］Ｐａｒｒｏｔｔ，Ｊ．，Ａｌａｅｅ，Ｍ．，Ｗａｎｇ，Ｄ．，Ｓｖｅｒｋｏ，Ｅ．Ｆａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗ（Ｐｉ证ｅｐＡａｉｅｓｐｒｏ／ｎｅｉａｓ）－－ｃｌｏａｓｅｇｇｔｏｕｖｅ打ｉｌｅｅｘｐｏｓｕｒｅｔｏｄｅｃａｍｅｔｈｌｃｉｌｏｘａｎｅＤ５ｉｎｏｓｐｈｅｒｅｊｙｙｐｅｎｔ（）．Ｃｈｅ．２０１３二ｈｔ１：ｘｄ．ｒ１６／ｃ１０ｐ：／／ｃｉ．ｏｉｏｇ／１０．１０ｊ．ｈｅｍｏｓ恤ｅｒｅ．２０１３．１０１０．５３．［６］Ｓｃｈｎｅｌｌ，Ｓ．目ｏｌｓＮ．Ｃ．ＢａｒａｔａＣ．ＰｏｒｔｅＣ．Ｓｉｎｇｌｅａｎｄｃｏｍｂｉ打ｅｄｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆ，，，，，，ｐｈａｒｍａｃｅｕｔｉｃａｌｓａｎｄｐｅｒｓｏｎａｌｃａｒｅｐｒｏｄｕｃｔｓ（ＰＰＣＰｓ）ｏｎｔｈｅｒａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔｌｉｖｅｒｃｅｌｌｎｅＲＴＬ－Ｗｃｃｏ－ｌｉｌ．ＡｑｕａｔｉＴｏｘｉｌｏｇｙ．２００９，９３（４）：２４４２５２．？［７］Ｂｒｏｏｋｅ，Ｄ．Ｎ．，Ｃｒｏｏｋｅｓ，Ｍ．Ｊ．，Ｇｒａｙ，Ｄ．，Ｒｏｂｅｒｔｓｏｎ，Ｓ．，ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＲｉｓｋＡｓｓｅｓｓｍｅｎｔＲｅｐｏｒｔ：Ｄｏｄｅｃａｍｅｔｈｙｌｃｙｃｌｏｈｅｘａｓｉｌｏｘａｎｅ，ＴｅｃｈｎｉｃａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＡｇｅｎｃｙｏｆＥｎｇｌａｎｄａｎｄＷａｌｅｓ：Ｂｒｉｓｔｏｌ，２００９．ＮＲｏｂｅｒ？８ＢｒｏｏｋｅＤ．ｅｎｔａｌＲ［］．．Ｃｒｏｏｋｅｓ，．．，Ｇｒａｙ，Ｄ．，ｔｓｏｎ，ＳＥ打ｖｉｒｏ打ｍｉｓｋＡｓｓ，，ＭＪ，？ｅｓｓｍｅｎｔＲｅｐｏｒｔ：Ｏｃｔａｍｅｔｈｙｌｃｙｃｌｏｔｅｔｒａｓｉｌｏｘａｎｅ，ＴｅｃｈｎｉｃａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＡｇｅｎｃｙｏｆＥｎｇｌａｎｄａｎｄＷａｌｅｓ：Ｂｒｉｓｔｏｌ，２００９．Ｍｓｓ—［９］Ｂｒｏｏｋｅ，Ｄ．Ｎ．，Ｃｒｏｏｋｅｓ，．Ｊ，，Ｇｒａｙ，Ｄ．，Ｒｏｂｅｒｔｓｏｎ，Ｓ．，Ｅ打ｖｉｒｏｎｍｅ打ｔａｌ民ｉｓｋＡｅｍｅｎｔＲｅｔＤｌｃ＿ｓｓｐｏｒ：ｅｃａｍｅｔｈｙｙｃｌｏｐｅｎｔａｓｉｌｏｘａｎｅ，ＴｅｃｈｎｉｃａｌＥ打ｖｉｒｏｍｎｅｎｔＡｇｅｎｃｙｏｆＥｎｇｌａｎｄａｎｄＷａｌｅｓ：Ｂｒｉｓｔｏｌ，２００９．［ｌＯｌＤｅｗｉｌ，Ｒ．，Ａｐｐｅｌｓ，Ｌ，Ｂａｅｙｅｎｓ，Ｊ．，Ｂｕｃｚｙｎｓｋａ，Ａ．，ＶａｎＶａｅｃｋ，Ｌ．Ｔｈｅａｎａｌｙｓｉｓ－ｏｆｖｏｌａｔｉｌｅｓｉｌｏｘａｎｅｓｉｎｗａｓｔｅａｃｔｉｖａｔｅｄｓｌｕｄｇｅ．１．Ｔａｌａｎｔａ２００７７４１）：４１９．，（ｌＦｕｒｌ．ｒｅＳＳａｕｖｅＳｒｌ［ｌｊＢａｄｊａｇｂｏ，Ｋ．，ｔｏｓ，Ａ．，Ａａｅｅ，Ｍ，Ｍｏｏ，．，，．Ｄｉｅｃｔａｎａｙｓｉｓｏｆｖｏｌａｔｉｌｅ团ｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａ打ｅｓｉ打ｇａｓｅｏｕｓｍａｔｒｉｘｅｓｕｓｉｎｇａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃｐｒｅｓｓｕｒｅｃｈｅｍｉｃａｌ－５９－n挥发性娃氧焼在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理广的归趋及生态风险评估打ｎ－ｓｓｓｍｅｎａｌｅｍｒ—ｉｏｉｚａｔｉｏｔａｎｄｅｍ扭ａｐｅｃｔｒｏｔｒｙ．ＡｙｔｉｃａｌＣｈｉｓｔｙ．２００９，８１（１７）：７２８８７２９３．ｌａｓｏｎａｕ￣［１２］ＫａｊＬ．ＳｃｈｂａｃｈＭ．Ａｎｄｅｒｓ，．，Ｐｌ证ＣｏｓｉｎｓＡ．ＳｃｈｍｉｄｂａｕｅｒＮ．Ｂｒｏｒｓ，，，，Ｊ，，，，ｍ—Ｌｕｎｄｅ打Ｅｔｒｏ．Ｓｉｌｏｘａｎｅｉｉｃｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．ＣｏｈａｅｎＮｉｉｌ，ｓｎｔｈｅＮｏｒｄｅｎｐｅｎｇ：ｏｒｄｃＣｏｕｎｃｏｆＭｉｎｉｓｔｅｒｓ２００５．，１ＥＡｉｌｏｉｉｉｌ［３］ＭｃＢｅａｎ．．Ｓｘａｎｅｓ打ｂｏａｓｅｓｆｒｏｍｌａｎｄｆｌｓａｎｄｗａｓｔｅｗａｔｅｒｄｉｅｓｔｅｒｓ．，呂ｇｌｏｆＣ－ＣａｎａｄｉａｎＪｏｕｒｎａｉｖｉｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ．２００８，３５（４）：４３１４３６．［１４］ＳｃｈｌａｂａｃｈＭ．ＡｎｄｅｒｓｅｎＭ．Ｓ．ＧｒｅｅｎＮ．ＳｃｈｙｅｎＭ．ＫａＬ．Ｓｉｌｏｘａｎｅｓｉｎ，，，，，，，，ｊ，，？ｔｈｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｏｆｔｈｅＩｎｎｅｒＯｓｌｏｆｊｏｒｄ，ＴｅｃｈｎｉｃａｌＮｏｒｗｅｇｉａｎＩｎｓｔｉｔｕｔｅｆｏｒＡｉｒＲｅｓｅａｒｃｈ（ＮＩＬＵ：２００７．）［１５］ＳｃｈｗｅｉｇｋｏｆｌｅｒＭ．Ｎｉｅｓｓ打ｅｒ民．Ｄｅｔｅｒｍｉ打ａｔｉｏ打ｏｆｓｉｌｏｘａｎｅｓａｎｄＶＯＣｉｎｌａｎｄｆｉｌｌ，，，ａｎｄｗａｅｂ－－ｇａｓｓｅｇｇａｓｙｃａｎｉｓｔｅｒｓａｍｐｌｉｎｇａｎｄＧＣＭＳ／ＡＥＳａｎａｌｙｓｉｓ．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏ－ｌｏｇ！３ｙ．１９９９３３２０：６８０３６８５．，（）［１６］Ｂｏｒｇａ，Ｋ．，Ｆｊｅｌｄ，Ｅ．，Ｋｉｅｒｋｅｇａａｒｄ，Ａ．，ＭｃＬａｃｈｌａｎ，Ｍ．Ｓ．ＦｏｏｄＷｅｂＡｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ＊ｏｆＣｙｃｌｉｃＳｉｌｏｘａｎｅｓｉｎＬａｋｅＭｊ０ｓａ，Ｎｏｒｗａｙ．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ．２０－１２４６１１：６３４７６３５４．，（）［１７］Ｋｉｅｒｋｅ．ＢｉｎｅｒｔＡＭＭＣｉｃｉｌｉａａｒｄＡ．ｃＬａｃｈｌａｎ．Ｓ．ｃｌｖｏｌａｔｅｍｅｔｈｌｓｌｏｘａｎｅｓｇ，，ｇ，，，ｙｙｎｆｈｆｒｏｍａｍｏ－ｉｉｓｔｈｅＢａｌｔｉｃＳｅ．Ｃｈｅｓｐｈｅｒｅ．２０１３，９３（５）：７７４７７８．－［１ＮｏｒｗｏｏｄＷ．Ｐ．ＡｌａｅｅＭ．ＳｖｅｒｋｏＥ．Ｗａｎ．ＢｒｏｗｎＭ．ＧａｌｉｃｉａＭ．Ｄｅｃａｍｅｔｈ到，，：，，，ｇ，Ｄ，，，，ｙ－Ｉｃｙｃｌｏｐｅｎｔａｓｉｌｏｘａ打ｅ（Ｄ５）ｓｐｉｋｅｄｓｅｄｉｍｅｎｔ；ｂｉｏａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎａｎｄｔｏｘｉｃｉｔｙｉｎｔｈｅｂｅｎｔｈｉｃｉｎｖｅｒｔｅｂｒａｔｅｈｙａｌｅｌｌａａｚｔｅｃａ．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ２０１３：ｈｔｔｐ１．ｍｏ：／／ｄｘ．ｄｏｉ．ｏｒｇ／１０．０１６／ｊｃｈｅｓｐｈｅｒｅ．２０１３．１０１０．１０５２．ＰＷＤ－［１９］ａｒｒｏｔｔ，Ｊ．Ｌ，Ａｌａｅｅ，Ｍ．，ａｎｇ，．，Ｓｖｅｒｋｏ，Ｅ．Ｆａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗ（Ｐｉｍｅｐｈａｌｅｓｐｒ〇ｍｅｌａｓ）ｅｍｂｒｙｏｔｏａｄｕｌｔｅｘｐｏｓｕｒｅｔｏｄｅｃａｍｅｔｈｙｌｃｙｃｌｏｐｅｎｔａｓｉｌｏｘａｎｅ（Ｄ５）．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ．２０－１３９３：８巧８１８．，巧）２０Ｓｔａｒｒｆｅｌｔ．Ｆ［．ＢｏｒａＫ．加Ｅ．ＥｉｍｉｎＴｒｏｈｉｌｓｄ］，Ｊ，ｇ，，ｕｓ．Ａ，ｊｅｌｄ，ｓｔａｔｇｐｃＬｅｖｅａｎＴｒｏｐｈｉｃＭａｇ打ｉｆｉｃａｔｉｏ打ＦａｃｔｏｒｓＵｓｉｎｇＢａｙｅｓｉａｎＩｎｆｅｒｅｎｃｅ．Ｅｎｖｉｒｏｍｎｅ打ｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏ２１４７－ｌｏ０３（２０）：１１５９９ｎ６０６．．ｇｙ，２１ＬｉｕＮ．ＳｈｉＹ．Ｌｉ胖．ＸｕＬ．ＣａｉＹ．Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｎｏｆ］，，，，，，，，，ｔｉｏｎｓａｎｄｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏ［ｓｙｎｔｈｅｔｉｃ团ｕｓｋｓａｎｄｓｉｌｏｘａｎｅｓｉｎｓｅｗａｇｅｓｌｕｄ呂ｅｏｆｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅ打ｔｐｌａｎｔｓｉｎｈｉｎａ－－ｃ．Ｓｃｉｅ打ｃｅｆｔｈｅＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．２０１４４７６４７７６５７２．ｏ，：２２Ｗａｎｌｍ［，Ｄ．Ｇ．，Ｓｔｅｅｒ，Ｈ．，ＴａｉｔＴ．Ｗｉｌｉａｓ，Ｚ．ＰａｃｅｐａｖｉｃｉｕｓＧ．ＹｏｕｎｇＴ．］ｇ，，，，，，，ＮｇＴＬ—．ＳｍｙｔｈＳ．Ａ．ＫｉｎｓｍａｎＡｌａｅｅＭ．Ｃｏ打ｃｅｎｔｒａｔｉｏ打ｓｏｆｃｉｃｖｏｌａｔｉｌ，，，，，，，ｙｃｌｅｍｅｔｈｙＩｓｉｗａ？ｌｏｘａｎｅｓｉｎｂｉｏｓｏｌｉｄａｒａｅ打ｄｅｄｓｏｉｌ，ｉｎｆｌｕｅｎｔ，ｅｆｆｌｕｅｎｔ，ｒｅｃｅｉｖｉ打ｇｔｅｒａｎｄｓｅｄｉ，ｍｅｎｔｏｆｗａｗａ＊ｓｔｅｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔｐｌａｎｔｓｉｎＣａｎａｄａ．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ．２０１３９３５：７６６７７３．，（）－６０－n参考文献ｉｃａｌｌ－－２３］Ｘｕ，Ｓ．Ｗａｎｉａ，Ｆ．Ｃｈｅｍｆａｔｅ，ａｔｉｔｕｄｉ打ａｌｄｉｓｔｒ化ｕｔｉｏｎａ打ｄｌｏｎｒａｎｅｔｒａ打［，ｇｇｘａｎｅ打—ｓｐｏｒｔｏｆｃｙｃｌｉｃｖｏｌａｔｉｌｅｍｅｔｈｙｌｓｉｌｏｓｉｔｈｅｇｌｏｂａｌｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ：Ａｍｏｄｅｌｉ打ｇａｓＯ－ｓｅｓｓｍｅｎｔ．ｉｅｍｏｓ地ｅｒｅ．２０１３，９３巧）：８３５８４３．［２４］Ｃｏｒｔａｄａ，Ｃ．，ｄｏｓＲｅｉｓ，Ｌ．Ｃ．，Ｖｉｄａｌ，Ｌ．，Ｌｌｏｒｃａ，Ｊ．，Ｃａｎａｌｓ，Ａ．Ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｌｉｃｌｉｓｉｌｏｓｉ打—－ｏｆｃｙｃａｎｄｎｅａｒｘａｎｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒｓａｉｎｐｌｅｓｂｙｕｌｔｒａｓｏｕｎｄａｓｓｉｓｔｅｄｄｉｓｐｅｒ－ｕ阳ｒｏｅｘｗｅｄｓｃ－—ｓｉｖｅｌｉｑｕｉｄｌｉｑｉｄｉｃｔｒａｃｔｉｏｎｆｏｌｌｏｂｙｇａｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙｍａｓｓｓｐｅｃｔｒｏｍ－ｅｔｘｙ．Ｔａｌａｎｔａ．２０１４，１２（Ｋ〇）：１９１１９７．［２５］ｖａｎＥｇｍｏｎｄ，Ｒ．，Ｓｐａｒｈａｍ，Ｃ．，Ｈａｓｔｉｅ，Ｃ．，Ｇｏｒｅ，Ｄ．，Ｃｈｏｗｄｈｕｒｙ，Ｎ．Ｍｏ打ｉｔｏｒｉｎｇａｎｄｍｏｄｅｌｌｉｎｇｏｆｓｉｌｏｘａｎｅｓｉｎａｓｅｗａｇｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｐｌａｎｔｉｎｔｈｅＵＫ．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ．２０１３，７－９３（５）．：巧７６５２６Ｗａｎ－Ｗｍ［］ｇ．Ｇ．ＡｌａｅｅＭ．ＳｔｅｅｒＨ．ＴａｉｔＴ．ｉｌｌｉａｓＺ．ＢｒｉｍｂｌｅＳ．Ｓｖｏｂｏｄａ，Ｄ，，，，，，，，，，，，Ｌ．ｓ．ＤＭ．Ｓｃｈａｃｈｔｓｃｈｎｅｅｒ．Ｋａｍｎｉ．ｒｗｏｏｄ．Ｓｖｅｒｋｏ，Ｂａｒｒｅｉ，Ｅ，ｅｊｃｍｇ，，ｉｄ，Ｊ，ｉｓｋ，巨，Ｎｏ，Ｗ，，Ｅ．Ｄｅｔｅｒｍｉ打ａｔｉｏ打ｏｆｃｙｃｌｉｃｖｏｌａｔｉｌｅｍｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａｎｅｓｉ打ｗａｔｅｒｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｉｌｂｉｏｔａ，，，，打—ｖｏ——ａｎｄｂｉｏｓｏｌｉｄｕｓｉｇｌａｒｇｅｌｕｍｅｉ打ｊｅｃｔｉｏｎａｓｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈ阳ａｓｓｓｐｅｃｔｒｏｍｅｔｒ．ｇｙｙ－Ｃｈｅｍｏｓ地ｅｒｅ．２０１３９３７４１，巧）：７４８．２ｃｅａｉｌｅｒａｅｔｈ－［７］Ｓｕｒｉｔａ，Ｓ．Ｃ．，Ｔａｎｓｅｌ，Ｂ．Ｅｍｅｒｇｅ打ｎｄｆａｔｅｏｆｃｙｃｌｉｃｖｏｌａｔｐｏｌｙｄｉｙｌｓｉｌｏｘａｎｅｓ）ｉｉｉｌｗｓｔｅｓｔｒｅａｌｅｉｓｍｓａｒｔｉｔｉｏｎｉｎｎｄ（Ｄ４，Ｄ５打肌ｍｃｐａａｍｓ：Ｒｅａｓｅｍｅｃｈａｎ，ｐｇａｐｅｒｓｉｓｔｅｎｃｅｉ打ａｉｒ，ｗａｔｅｒ，ｓｏｉｌａｎｄｓｅｄｉｍｅｎｔｓ．Ｓ己ｉｅｎｃｅｏｆｔｈｅＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．－２０１４４６８：４６５２．，２８Ｗｉ－？ｌｌ．ＦｉｎｋＫｉｈｉＡ．ＣＥＨＭａｒｋｅｔｉｎＲｅａｒｈＲｅＳｉｌｉｃｏｎｅｓ］，Ｒ．Ｋ，，Ｕ．，ｓ，，ｓｅｃｔ，Ｔｅｃｈ［ｇｐｏｒｎｉｃａｌ２０１０．［２９］Ｈｏｒｉｉ，Ｙ．，Ｋａｎｎａｎ，Ｋ．Ｓｕｒｖｅｙｏｆｏｒｇａｎｏｓｉｌｉｃｏｎｅｃｏｍｐｏｕｎｄｓ，ｉｎｃｌｕｄｉｎｇｃｙｃｌｉｃａｎｄｎｅｒｓｏ打ａ——ｌｉｅａｒｓｉｌｏｘａｎｅｓｉｎｌｃａｒｅａｎｄｈｏｕｓｅｈｏｌｄｐｒｏｄｕｃｔｓ．ＡｒｃｈｉｖｅｓｏｆＥ打ｖｉｒｏ打ｍｅｎ，ｐｔａ－ｌＣｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎａｎｄＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙ．２００８巧（４）：７０１７１０．，—ｃｏｎｆｄｅｎｔ—［３０］ＵＳＥＰＡ，Ｎｏ打ｉｉａｌｉ打ｖｅ打ｔｏｒｙｕｐｄａｔｅｒｅｐｏｒｔｉｎｇｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎｖｏｌｕｍｅｉ打ｆｏｒ＂阳ａｔｉｏ打，ｉｎ，ＥｄｉｔｏｒＥｄｉｔｏｒｓ．２００２，ＴｏｘｉｃＳｕｂｓｔａｎｃｅｓＣｏｒｖｔｒｏｌＡｃｔ（ＴＳＣＡ）Ｉｎｖｅｎｔｏｒｙ：２００２．－３１ＷａｎＧ［］ｇ．．Ｓｔｅｅｒ比ＴａｉｔＴ．ＷｉｌｌｉａｍｓＺ．ＰａｃｅｐａｖｉｃｉｕｓＧ．ＹｏｕｎｇＴ．，Ｄ，，，，，，，，，，，ＮＴｍａｎ－．ＳｍｔｈＳ．Ａ．Ｋｉ打ＬＡｌａｅｅＭ．Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｆｃｃｌｉｃｖｏｌａｔｉｌｅｈｇ，，ｙ，，ｓ，，，ｏｎｓｙｍｅｔｙ？Ｉｓｉｌｏｘａｎｅｓｉｎｂｉｏｓｏｌｉｄａｍｅｎｄｅｄｓｏｉｌｉｎｆｌｕｅｎｔｅｆｆｌｕｅｎｔｒｅｃｅｉｖｉｎｗａｔｅｒａｎｄｓｅｄｉ，，，ｇ，ｍｅｒｅ－７７３ｅｎｔｏｆｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔｐｌａｎｔｓｉｎＣａｎａｄａ．Ｃｈｅｍｏｓｐｈ．２０１３，９３（５）：７６６．３２］ＣＲＣＳＩ，ＡｎｎｕａｌｒｅｐｏｒｔｏｆＣｈｉｎａｐｏｌｉｌｏｘａｎｅ团ａｒｋｅｔｉ打２００９ｉｎＣｈｉｎａＳｉｌｉｃｏｎ［ｙｓ，＂ＩｎｄｕｓｔｒＥｄｉｔｏｒＥｄｉｔｏｒ．２０１０．Ａｖａｉｌａｂｌｅｆｒｏｍｙ，ｓｗｗｎｃｉ＿－ｉＩ２０１０．ｐｄｆ．ｃｃ．ｇｏｖ．ｃｘ／０ｒｄｅｒＬｉｓｔ／７ＣＳ０Ｓ．－６－１n挥发性娃氧烧在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估［３３］Ｌｕ，Ｙ．，Ｙｕａｎ，Ｔ．，Ｗａｎｇ，Ｗ．，Ｋａｒｍａｎ，Ｋ．Ｃｏｎｃｅ打ｔｒａｔｉｏｎｓａｎｄａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｅｘｐｏｓｕｒｅｔｏｓｉｌｏｘａ打ｅｓａｎｄｓｙｎｔｈｅｔｉｃｍｕｓｋｓｉｎｅｒｓｏ打ａｌｃａｒｅｒｏｄｕｃｔｓｆｒｏｍＱｉｉ打ａ．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｐｐ９－Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ．２０１１巧（１２）：％２２３５２８．，３４ＧｏｕｉｎＴ．ｖａｎ巨．ＳｐａｒｈａｍＣ．ＨａｓｔｉｅＣ．ＣｈｏｗｄｈｕｒｙＮ．Ｓｉｍｕｌａｔｅｄｕｓｅ［］，，ｇ扣ｏｎｄ，Ｒ，，，，，，－ｆｍ－－ａｎｄｗａｓｈ〇ｆｒｅｌｅａｓｅｏｆｄｅｃａｅｔｈｌｃｙｃｌｏｎｔａｓｉｌｏｘａｎｅｕｓｅｄｉｎａｎｔｉｅｒｓｐｉｒａｎｔｓＣｈｅ扣ｙｐｅｐｏｓｐｈｅｒｅ．２０１３，Ｍ－［３５］ｏｎｔｅｍａｙｏｒ，Ｂ．，Ｐｒｉｃｅ，Ｂ．Ｂ．，ｖａｎＥｇｒａｏｎｄ，Ｒ．Ｅｖａｐｏｒａｔｉｖｅｆａｔｅｏｆｃｙｃｌｏｐｅｎｔａｓｉｌｏｘａｎｅ（Ｄ５）ｆｒｏｍｐｅｒｓｏｎａｌｃａｒｅｐｒｏｄｕｃｔｓｄｕｒｉｎ呂ｐｒｏｄｕｃｔｕｓｅ：ａｎｔｉｐｅｒｓｐｉｒａｎｔｓ，ｓｋｉｎｃａｒｅｐｒｏｄｕｃｔｓａｎｄｈａｉｒｃａｒｅｐｒｏｄｕｃｔｓＣｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ．２０１３．－－－３６ＬｕＭ．［］．ＷｕＸ．．Ｚｅ打ｇＤ．ＣＬｉａｏＹ．ＤｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆＰＣＤＤ／Ｆｓａｎｄｏｒｅ，，，Ｊ，，，，ｇａｎｏｍ－ｔａｌｌｉｃｃｏｍｐｏｕｎｄｓｉ打ｓｅｗａｇｅｓｌｕｄｇｅｏｆｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅ打ｔｐｌａｎｔｓｉ打Ｇｈｉｎａ．Ｅｎｖｉｒｏｎｔａ１－ｍｅｎｌＰｏｌｌｕｔｉｏ打．２０２，１７１：７８８４．［３７］Ｄｅｗｉｌ，Ｒ．，Ａｐｐｅｌｓ，Ｌ．，Ｂａｅｙｅ打ｓ，Ｊ．Ｅｎｅｒｇｙｕｓｅｏｆｂｉｏｇａｓｈａｍｐｅｒｅｄｂｙｔｈｅｐｒｅｓｅｎｃｅｏｆ－ｓｉｌｏｘａｎｅｓ．ＥｎｅｒｇｙＣｏｎｖｅｒｓｉｏ打ａ打ｄＭａｎａｇｅｍｅｎｔ．２００６，４７：１７１１１７２２．８ＬｉｕＮＮ－［３．．ＳｈｉＹ．Ｌ．ＬｉＷ．Ｈ．ＸｕＬ．ＣａｉＹ．Ｑ．Ｃｏｎｉｄｄｉｓｔｒｉ］，，，，，，，，，ｃｅｎｔｒａｔｏｎｓａｎｂｕｔｉｏｎｏｆｓｙｎｔｈｅｔｉｃｍｕｓｋｓａ打ｄｓｉｌｏｘａｎｅｓｉｎｓｅｗａ呂ｅｓｌｕｄｇｅｏｆｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔｎｔｎｃ—ｌａｓｉｎＣｈｉｎａ．ＳｃｉｅｅｏｆｔｈｅＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．２０１４４７６：６５７２．ｐ，Ｗｈｅ－［３９］ｌａｎ，Ｍ．Ｊ．，Ｓａｎｄｅｒｓ，Ｄ．，ｖａｎＥｇｍｏ打ｄ，Ｒ．ＥｆｆｅｃｔｏｆＡｌｄｒｉｃｈｈｕｍｉｃａｃｉｄｏｎｗａｔｅｒａｔｍｏｓｐｈｅｒｅｔｒａｎｓｆｅｒｏｆｄｅｃａｍｅｔｈｙｌｃｙｃｌｏｐｅｎｔａｓｉｌｏｘａｎｅ．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ．２００９，７４（８）：１１１１－１１１６．［４０］Ｇｒａｉｖｅｒ，Ｄ．，Ｆａｒｍｉｎｅｒ，Ｋ．Ｗ．，Ｎａｒａｙａｎ，Ｒ．Ａｒｅｖｉｅｗｏｆｔｈｅｆａｔｅａｎｄｅｆｆｅｃｔｓｏｆｓｉｌｏｃｏｎｅｓｉ打ｔｈｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．Ｊｏｕｒ打ａｌｏｆＰｏｌｙｍｅｒｓａ打ｄｔｈｅＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．２００３，１１（４）二－１２９１３６．４ｏｎａｒｔｎｅｆｆ？［１］Ｘｕ，Ｓ．，Ｋｒｏｐｓｃｏｔｔ，Ｂ．Ｍｅｔｈｏｄｆｏｒｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｆｐｉｔｉｏｃｏｉ－ｃｉｅｎｔｓｆｏｒｃｙｃｌｉｃｖｏｌａｔｉｌｅｍｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａｎｅｓａｎｄｄｉｍｅｔｈｙｌｓｉｌａｎｅｄｉｏｌ．ＡｎａｌｔｉｃａｌＣｈｅｍｙｒ－巧５ｉｓｔ．２０１２８４４１９４８ｙ，（）：５．［４２］Ｘｕ，Ｌ．，Ｓｈｉ，Ｙ，，Ｃａｉ，Ｙ．ＯｃｃｕｒｒｅｎｃｅａｎｄｆａｔｅｏｆｖｏｌａｔｉｌｅｓｉｌｏｘａｎｅｓｉｎａｍｕｎｉｃｉｐａｌＷ４７－ａｓｔｅｗａｔｅｒＴｒｅａｔｍｅｎｔＰｌａｎｔｏｆＢｅｉｊｉｎＣｈｉｎａ．ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈ．２０１３２７１５７２４．ｇ，，（）：４３ＬｕＹ．ｕ［］．Ｙｕａｎ，Ｔ．，Ｙｕｎ，ＳＨ．ＷａｎｇＷ．Ｗ．Ｋａｎｎａｎ，Ｋ．Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅｏｆｃｙｃｌｉｃ，，，，，，Ｑ，ａｎｄｌｉ打ｅａｒｓｉｌｏｘａ打ｅｓｉｎｉｎｄｏｏｒｄｕｓｔｆｒｏｍＧｈｉｎａ，ａ打ｄｉｍｐｌｉｃａｔｉｏ打ｓｆｏｒｈｕ阳ａｎｅｘｐｏｓｕｒｅｓ．ｎｖｎｒａｅｎＳｌ－ＥｌｉｒｏｔａｌｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｏｇｙ．２０１０，４４（１６）：６０８１６０８７．４４］ＷｕＸ．ＡｅＭ．Ｇ．ＭａｄｄａｌｅｎａＲ．ＢｅｎｎｅｔｔＤ．Ｈ．ＶｏｌａｔｉｌｅＯｒａｎｉｃＣｏｍｐｏｕｎｄｓ［，，ｐｔ，，，，，ｇ－－－ｉ打Ｓ扣ａｌｌａｎｄＭｅｄｉｕｍＳｉｚｅｄＣｏｍｍｅｒｃｉａｌ良ｕｉｌｄｉｎｇｓｉｎＣａｌｉｆｏｒｎｉａ．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏ４－ｇｙ．２０１１，５（２０）：９０巧９０８３．－６２－n参考文献［４５］ＨｏｄｇｓｏｎＡ．Ｔ．ＦａｕｌｋｎｅｒＤ．ＳｕｌｌｉｖａｎＤ．Ｐ．ＤｉＢａｒｔｏｌｏｍｅｏＤ．Ｌ．Ｒｕｓｓｅｌｌ，，，，，，，，，Ｍ．Ｌ．，Ｆｉｓｋ，Ｗ．Ｊ．丘ｆｆｅｃｔｏｆｏｕｔｓｉｄｅａｉｒｖｅ打ｔｉｌａｔｉｏ打ｒａｔｅ０打ｖｏｌａｔｉｌｅｏｒｇａ打ｉｃｃｏｍｐｏｕｎｄｃｏｎ——ｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｉｎａｃａｌｌｃｅｎｔｅｒ．Ａｔ瓜ｏｓｐｈｅｒｉｃＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．２００３３７３９４０：５５１７，（）。５５２７．４６Ｆｅｓ－［］ｉｅｒｉ，Ｆ．，Ｋａｔｓｏｙｉａｎｎｉｓ，Ａ．，Ｍａｒｔｅｌｌｉ打ｉ，Ｔ．，Ｈｕｇｈ，Ｄ．，Ｊｏｎｅｓ，Ｋ．Ｃ．，Ｃｉｎｃｉｎｅｌｌｉ，Ａ．Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅｏｆｌｉｎｅａｒａｎｄｃｙｃｌｉｃｖｏｌａｔｉｌｅｍｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａ打ｅｓｉ打ｉ打ｄｏｏｒａｉｒ？ｓａｍｐｌｅｓ（ＵＫａｎｄＩｔａｌｙ）ａ打ｄｔｈｅｉｒｉｓｏｔｏｐｉｃｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎ．Ｅｎｖｉｒｏｎ扭ｅｎｔＩｎｔｅｒｎａｔｉｏ－ｎａｌ．２０１３５９３６３３７１．，：ＹｕＡ－［４７］ｃｕｉｓ．ＳｔａｎＣ．０．ｏｒｎｂｕｋｌ．Ｃ．Ｃｌｉｉｌｉｎｉｉｎｌ，Ｒ．，ｉｅｒ，，Ｈｃｅ，Ｋｙｃｃｓｏｘａｎｅｓａｒ，ｃｕｎ－ｄｉｎｇｉｄｅｔｉｆｉｃ注ｔｉｏｎｏｆｈｉｇｈｌｅｖｅｌｓｉ打Ｇｈｉｃａｇｏａ打ｄｄｉｓｔｉｎｃｔｄｉｕｒ打ａｌｖａｒｉ注ｔｉｏｎ．Ｇｈｅ扣〇ｈｅｒｅ－ｓｐ．２０１３：０５．，９２＠）９９１０［４８］Ｃｈｅ打ｇｙ．ＳｈｏｅｉｂＭ．ＡｈｒｅｎｓＬ．ＨａｒｎｅｒＴ．Ｍａ，Ｊ．Ｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔａｎｔｓ，，，，，，，，ｐｌａｎｄＶＭＳ－ｌａｎｄｆｉｌｌｓｅｍｉｔｖｏｌａｔｉｌｅｍｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａｎｅｓ（ｓ）ｔｏｔｈｅａｔｍｏｓｐｈｅｒｅ：Ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｉｓ－０打ｓｕｉｎ呂ａｎｅｗｐａｓｓｉｖｅａｉｒｓａｍｐｌｅｒ．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｏｌｌｕｔｉｏｎ．２０１１，１５９（１０）：２３８〇２％６．４９Ｓａｎｃｈｉ．Ｍａｒｔｉｎ．Ｇｉ打ｅｂｒｅｄａＡ．ＦａｒｒｅＭ．ＢａｒｃｅｌｏＤ．Ｏｃｃｕｒｒｅ打ｃｅｏｆ［］ｓ，Ｊ，ｅｚ，目，，，，，，－ｌｉｎｅａｒａｎｄｃｙｃｌｉｃｖｏｌａｔｉｌｅ田ｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａｎｅｓｉｎｗａｓｔｅｗａｔｅｒｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒａｎｄｓｅｄｉ，一ｍｅ打ｔｓｆｒｏｍＣａｔａｌｏｎｉａ．ＳｃｉｅｎｃｅｏｆｔｈｅＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．２０１３４４３：５３０日３８．，［５０］Ｐｏｗｅｌｌ，Ｄ．Ｅ．，Ｋｏｚｅｒｓｋｉ，Ｇ．Ｅ．Ｃｙｃｌｉｃｍｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａｎｅ（ｃＶＭＳ）ｍａｔｅｒｉａｌｓｉｎｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｅ打ｔｓａｎｄｃｏｒｅｓｆｏｒＬ过ｋｅ０打ｔａｒｏ—０８－ｉ扣ｉｏ．ｅａｌｔｈａｎｄｎｖｉ．ｉｎ；ＨＥＳＳｔｕｄｙＮ．１０７２４１ＨＥｒｏｎｍｅ打ｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｓＤｏｗＣｏｒｎｉ打呂ＣｏｒｐｏｒａｔｉｏｎＡｕｂｕｒｎＭｉｃｈｉａｎ：Ｓｔｕｄｓｕｂ田ｉｔｔｅｄｔｏ，，，呂ｙＣｅｎｔｒｅＥｕｒｏｐ含ｅ打ｄｅｓＳｉｌｉｃｏ打ｅｓ（ＣＥＳ），ａｓｅｃｔｏｒｇｒｏｕｐｏｆｔｈｅＥｕｒｏｐｅａｎＣｈｅｍｉｃａｌＩｎｄｕｓｔｒｙＣｏｕｎｃｉｌ（ＣｅｆｉｃＢｒｕｓｓｅｌｓＢｅｌｇｉｕｍ２００７．），，，［５１］Ｚｈａｎ呂，Ｚ．Ｆ．，Ｑｉ，Ｈ．，Ｒｅｎ，Ｎ．Ｑ．，Ｌｉ，Ｙ．Ｆ．，Ｇａｏ，Ｄ．Ｗ．，Ｋａｎｎａｎ，Ｋ．ＳｕｒｖｅｙｏｆＣｙｃｌｉｃａｎｄＬｉｎｅａｒＳｉｌｏｘａｎｅｓｉｎＳｅｄｉｍｅｎｔｆｒｏｍｔｈｅＳｏｎｇｈｕａＲｉｖｅｒａｎｄｉｎＳｅｗａｇｅＳｌｕｄｇｅｆｒｏｍＷａｓｔｅｗａｔｅｒＴｒｅａｔｍｅｎｔＰｌａｎｔｓ，Ｎｏｒｔｈｅａｓｔｅｒ打Ｃｈｉ打ａ．ＡｒｃｈｉｖｅｓｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ－ＣｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎａｎｄＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙ．２０１１６（Ｋ２）：２０４２１Ｌ，５２ＷａｒｎｅｒＮ．Ａ．Ｅｖｅ打ｓｅｔＡ．Ｃｈｒｉｓｔｅ打ｓｅ打Ｇ．Ｇａｂｒｉｅｌｓｅ打Ｇ．Ｗ．ＢｏｒａＫ．Ｌｅｋｎｅｓ［］，，，，，，，，ｇ，，ＨＶｌｔｉｌｅＳｉｌｏｘｉｎｔｉｃＡｏｆＳｉａｌ，．ｏａａｎｅｓｔｈｅＥｕｒｏｐｅａｎＡｒｃ：ｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｕｒｃｅｓａｎｄＳｐａｔＤｉ—ｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ．ＥｎｖｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ．２０１０４４（１９）：７７０５７７１０．，Ｋ－［５３］ｉｅｒｋｅｇａａｒｄＡ．，ＡｄｏｌｆｓｓｏｎＥｒｉｃｉＭ．，ｃＬａｃｈｌａｎ，Ｍ．Ｓ．Ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｃｌｉｃ，，Ｍｙｃｖｏｌａｔｉｌｅ扣ｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａｎｅｓｉｎｂｉｏｔａｗｉｔｈａｐｕｒ咨ｅａｎｄｔｒａｐｍｅｔｈｏｄ．ＡｎａｌｉｃａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙｙｔ－？２０１０８２２２９５７３９５７８．，（）：５４ＫｉｅｒｋｅｇａａｒｄＡｅｒｔ．ｃＬｖｏｌｓｏｘａｎｅｓ［］．ＢｉｇｎＡＭａｃｈｌａ打Ｍ．Ｓ．Ｃｙｃｌｉｃｌａｔｉｌｅｒａｅｔｈｉｌ，，，，，ｙ－－６３n挥发性珪氧说在恒水位序批式活性污泥法市政废水处理厂的归趋及生态风险评估ｉｎｆｉｓｈｆｒｏｍｔｈｅＢａｌｔｉｃｓｅａ．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ．巧５］Ｋｅｎｔ，Ｄ．Ｊ．，ＭｃＮａｍａｒａ，Ｐ．Ｃ？，化ｔｔ，Ａ．Ｅ．，Ｈｏｂｓｏｎ，Ｊ．Ｆ．，Ｓｉｌｂｅｒｈｏｒｎ，Ｅ．Ｍ．Ｏｃｔａｍｅｔｈｙｌｃｙｃｌｏｔｅｔｒａｓｉｌｏｘａｎｅｉｎａｑｕａｔｉｃｓｅｄｉｍｅｎｔｓ：ｔｏｘｉｃｉｔｙａｎｄｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ．－ＥｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳａｆｅｔｙ．１９９４，２９（３）：３巧３８９．ｉｂｏｒｎＳｍ－［５６Ｓｒ打ｉｔｈｅｒｓＬａｂｏｒａｔｏｒｉｅｓＤｅｃａｍｅｔｈｙｌｃｃｌｏｅｎｔａｓｉｌｏｘａｎｅＤ５ｔｈｅｆｕｌｌ］ｐ呂，ｙｐ（）－ｓｔｌｉｆｅｃｙｃｌｅｔｏｘｉｃｉｔｙｔｏｍｉｄｇｅ（Ｃｈｉｒｏｎｏｍｏｕｓｒｉｐａｒｉｕｓ）ｕｎｄｅｒａｔｉｃｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ．Ｓｐｒｉ打ｇｂｏｒｎＳｍｉｔｈｅｒｓＬａｂｏｒａｔｏｒｉｅｓ：ＳｉｌｉｃｏｎｅｓＥ打ｖｉｒｏｎｍｅ打ｔａｌ．ＨｅａｌｔｈａｎｄＳａｆｅｔｙＣｏｕｎｃｉｌ巧ＥＨＳＣ）．２００３．５７ＰｏｗｅｌｌＤＥＷｏｏｄｂｕｒｎＫＢＤｒｏｔａｒＫ．Ｄ．Ｄｕｒｈａｍ．ＨｕｆｆＤｉＷ．Ｔｒｏ，．．，，．．，，，，Ｊ，，，地ｉｃ［］ｄｌｏｘｎｅＶＭＳｍａ？ｉｌｕｔｉｏ打ｏｆｃｙｃｌｉｃｖｏｌａｔｉｌｅｍｅｔｈｙｌｓｉａ（ｃ）ｔｅｒｉａｌｓｉｎａｔｅｍｐｅｒａｔｅｆｒｅｓｈｗａｔｅｒｌａｋｅ．ＴｅｃｈｎｉｃａｌＩ打ｔｅｒｎａｌｒｅｐｏｒｔｃｏｎｄｕｃｔｅｄｆｏｒＣｅ打ｔｒｅＥｕｒｏｐｅｅｎｄｅｓＳｉｌｉｌｃｏ打ｅｓ．Ｒｅｐｏｒｔｎｕｍｂｅｒ２－－００９１００００６０９８８：２００９．５８ＫｉｅｒｋｅｇａａｒｄＡ．ｖａｎＥｇｍｏｎｄＲ．ＭｃＬａｃｈｌａｎＭ．Ｓ．Ｃｌｉｃｖｏｌａｔｉｌｅｍｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａｎｅ［］，，，，，ｙｃｂｉｏａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎｉ打ｌｏｒｉ打ｔｈｅＨｕｍｂｅｒＥｓｔｕａｒ．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅ打ｔａｌＳｃｉｅｎｃｅｆｕｎｄｅｒａ打ｄ注ｇｗｏｒｍｙ－ａｎｄＴｅ沈ｎｏｌｏｇｙ．２０１１４５１４）：５９３６５９４２．，（ｅｒｈｕｉｚｅｎＡＤａｍｅｎＡｓｅｅＶａｎＤｅｒＳＭＤｚｉｎｅｒ［５９］０ｐｐ，．，，Ｈ．Ｗ．Ｊ．，ｙ，Ｇ．Ｍ．，ｔｅｅｎ，Ｊ．．？，恥ｔｇ？ｔａｋｅａｎｄｅｌｉｍｎａｔｂｈｏｆｌｄｔｈｌｓｉｌｓｉｌｉｃｏｎｅｓａｆｔｉｅ，０．Ｕｐｉｉｏ打ｙｆｉｓｐｏｙｉｍｅｙｏｘａｎｅｓ（）ｅｒｄｒａｎｄａｅｏｕｓｘｎｄｎｖｒｏｎｍｅｎｈｅｍｒ９８７－ｔａｙｑｕｅｐｏｓｕｒｅ．ＴｏｘｉｃｏｌｏｇｉｃａｌａＥｉｔａｌＣｉｓｔｙ．１，１３（３４）－２６５２８５．：６０Ａｎｎｅｌｉ打Ｒ．Ｂ．ＦｒＣ．Ｌ．Ｔｈｉｎｂｉｏｉｏｎｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｏｆ［］，，ｙｅ，ｅｐｉｓｃｅｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｃｓｓ－ｃｙｃｌｉｃａｎｄｌｉ打ｅａｒｏｌｉｇｏｍｅｒｉｃｐｅｒｍｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａｎｅ．ＴｈｅＳｃｉｅｎｃｅｏｆｔｈｅｔｏｔａｌｅｎｖｉｒｏｎ－－ｍｅｎｔ．１９８９８３（１２：１１１．，）６１ＦａｃｋｌｅｒＰ．Ｈ．Ｄｉｏｎｎｅ，巨．Ｈａｒｔｌｅ，Ｄ．Ａ．，Ｈａｍｅｌｉｎｋ，Ｊ．Ｌ．Ｂｉｏｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ［］，，，ｙｂｙｆｉｓｈｏｆａｈｉｇｈｌｙｖｏｌａｔｉｌｅｓｉｌｉｃｏｎｅｃｏｍｐｏｕｎｄｉ打ａｔｏｔａｌｌｙｅｎｃｌｏｓｅｄａｑｕａｔｉｃｅｘｐｏｓｕｒｅｍ１－ｓｙｓｔｅ．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＴｏｘｉｃｏｌｏｎｄＣｈｅｍｉｓｔｒ．１９９５４（１０：１６４９１６５６．ｇｙａｙ，）＾＾＊＾－ｌｃｃｌｏｎｔａｓｎｅＣ－Ｄ５Ｂ６２］Ｄｒｏｔｔａｒ，Ｋ．Ｒ，，ＣＤｅｃａｍｅｔｈｙｉｌｏｘａ（）：ｉｏｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｉｎ［ｙｐｅＰａｒｏ阳－ｔｈｒｏｕｏｎｄｎｓＴｅｃｈ－ｔｈｅｆａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗ（ｉｍｐｈｌｅｓｐｅｌａｓ）ｕｎｄｅｒｆｌｏｗｇｈｔｅｓｔｃｉｔｉｏ，—ｎｉｃａｌ民ｅｐｏｒｔＳｔｕｄｙＮｏ．９８０２１０２，ＤｏｗＣｏｒｎｉ打ｇＣｏｒｐｏｒａｔｉｏｎ，Ｓｉｌｉｃｏｎｅｓ巨打ｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．ＨｅａｌｔｈａｎｄＳａｆｅｔｙＣｏｕｎｃｉｌ純ＨＳＣ）．Ｃｉｔｅｄｆｒｏｍｔｈｅｒｅｐｏｒｔｏｆｔｈｅａｓｓｅｓｓ曲ｅｎｔｆｏｒＤ日ｂ巨ｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＣａｎａｄａａｎｄＨｅａｌｔｈＣａｎａｄａ．２００５．ｙ＊＾＾＾６３ｒＫ－－［］Ｄｒｏｔｔａ．Ｒ．ＣＤｏｄｅｃａｍｅｈｌｌｉｌｏｘ（ＣＤ６）Ｂｉｏｃｏｎｉ，，ｔｙｃｙｃｏｈｅｘａｓａｎｅ：ｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｎａｎｏｗ曲ｅｓｏ证ｅ－ｉｔｉ－ｔｈｅｆｔｈｅａｄｍｉ打（ｆｉｐＡａｉｅｐｒｌａｓ）ｕｎｄｅｒｆｌｏｗｔｈｒｏｕｇｈｔｅｓｔｃｏｎｄｏ打ｓ．ＴｅｃｈｎｉｃａｌＤｏｗＣｏｒｎｉｎｇＣｏｒｐｏｒａｔｉｏｎ：Ｓｉｌｉｃｏ打ｅｓＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，ＨｅａｌｔｈａｎｄＳａｆｅｔｙＣｏｕｎｃｉｌ巧ＥＨＳＣ）．２００５．＿６４－n参考文献６４ＣａｎａｄａＣａｎａｄｉａｎＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎＡｃｔ１９９９，［］，，６５巨ｕｒｏｅａｎＣｏ阳ｍ？［］ｐｉｓｓｉｏｎ，Ａｍｅｎｄｉ打ｇＲｅｇｕｌａｔｉｏ打（ＥＣ）Ｎｏ１９０７／２００６ｏｆｔｈｅＥｕｒｏｐｅａｎＰａｒｎ－ｌｉａｍｅｎｔａｎｄｏｆｔｈｅＣｏｕｎｃｉｌｏｔｈｅ民ｅｇｉｓｔｒａｔｉｏｎＥｖａｌｕａｔｉｏｎＡｕｔｈｏｒｉｓａｔｉｏｎａｎｄＲｅｓ，，ｔｒｉｃｔｉｏ打ｏｆＣｈｅｍｉｃａｌｓ（ＲＥＡＣＨ）ａｓｒｅｇａｒｄｓＡｎｎｅｘＸＩＩＩ，２０１０．ＷｏｏｄｂｕｒｎＫＤｒｏｔＫＤｏｍｏｒａｄｚｋｉＹＤｕｒｈａｍ．ＭｃＮｅＤ．Ａｅｚｏｗｓｋｉ［６６］，．，ｔａｒ，．，，Ｊ．．，，Ｊ，ｔｔ，．，Ｊ，Ｒ．Ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏ打ｏｆｔｈｅｄｉｅｔａｒｙｂｉｏｍａｇｎｉｆｉｃａｔｉｏｎｏｆｏｃｔａｍｅｔｈｙｌｃｙｃｌｏｔｅｔｒａｓｉｌｏｘａｎｅ－ａｎｄｄｅｃａｉｉｉｅｔｈｙｌｃｙｃｌｏｐｅｎｔａｓｉｌｏｘａｎｅｗｉｔｈｔｈｅｒａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ（（ｔｏｃａｒ／ｉｙｎｃＡｕ５／ｎｉｃｉｓｓ）．Ｃｈｅ：Ｋｍｏｅｒｅｓｐｈ．６７ＰｏｗｅｌｌＤ．Ｅ．Ｄｕｒｈａｍ．ＨｕｆｆＤ．Ｗ．ＢｏｈｍｅｒＴ．ＧｅｒｈａｒｄｓＲ．ＫｏｅｒｎｅｒＭ．［］，，，Ｊ，，，，，，，，，ＢＶＭＳ？ｉｏａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎａｎｄｔｒｏｐｈｉｃｔｒａｎｓｆｅｒｏｆｃｙｃｌｉｃｖｏｌａｔｉｌｅｍｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａｎｅ（ｃ）ｍａｔｅｒｉａｌｓｉｎｔｈｅａｃｑｕａｔｉｃｍａｒｉｎｅｆｏｏｄｗｅｂｓｏｆｔｈｅｉｎｎｅｒａｎｄｏｕｔｅｒＯｓｌｏｆｊｏｒｄ，Ｎｏｒｗａｙ，Ｔ—ｅｃｈｎｉｃａｌＣｅｎｔｒｅ巨ｕｒｏｐ６ｅｎｄｅｓＳｉｌｉｌｃｏ打ｅｓ．ＨＥＳＳｔｕｄｙＮｏ：１１０６０１０８２０１０．６８ＧｏｂａＦ．Ａ．Ｐ．ＣＷｏｌｆＢｕｒｋｈａｒｄＰ．Ｖ？Ｐｌｏｔｚｋｅ［］ｓ，．，ｄｅ，化，，Ｌ，ｅｒｂｒｕｇｇｅｎ，目，，Ｋ．Ｒｓｓｅｓｓｍｅｎｔｓｒａｔｅｄ－ｅｖｉｓｉｔｉｎｇｂｉｏａｃｃｉｍｍｌａｔｉｏ打ｃｒｉｔｅｒｉａｆｏｒＰＯＰｓａｎｄＰＢＴａ．ＩｎｔｅｇＥｎｖｉｒｏｎｍ－ｅ打ｔａｌＡｓｓｅｓｓｍｅｎｔａｎｄＭａｎａｇｅｍｅｎｔ．２００９，５（４）：６２４６３７．［６引Ｓｏｕｓａ，Ｊ．Ｖ．，ＭｃＮａｍａｒａ，Ｐ．Ｃ．，Ｐｕｔｔ，Ａ．Ｅ．，Ｍａｃｈａｄｏ，此Ｗ．，Ｓｕｒｐｒｅｎａｎｔ，Ｄ．Ｃ．，－Ｈａｍｅｌｉｎｋ．ｆｆｅｃｊｎ．Ｌ．ＫｅｎｔＤ．ＳｉｌｂｅｒｈｏｒｎＥ．Ｍ．Ｈｏｂｓｏ打．Ｆ．目ｔｓｏｆｏｃｔａｅｔｈｙｌ，Ｊ，，Ｊ，，，，ＪＴＳ？ｃｙｃｌｏｔｅｔｒａｓｉｌｏｘａｎｅ（ＯＭＣ）ｏｎｆｒｅｓｈｗａｔｅｒａｎｄ扣ａｒｉｎｅｏｒｇａｎｉｓｍｓ．目ｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＴｏｘｉｎｄＣｈｅｍｒ－ｃｏｌｏｇｙａｉｓｔｙ．１９９５１４１０）：１６％１６４７．，（ｌｌ－—ｄａｌ［７０］ＳｐｒｉｎｇｂｏｒｎＬａｂｏｒａｔｏｒｉｅｓ，Ｄｅｃａｍｅｔｈｙｃｙｃｌｏｐｅｎｔａｓｉｏｘａｎｅ１４ｙｐｒｏｏ打ｇｅｄａｃｕｔｅ—－ｔｏｘｉｃｉｔｙｔｏｒａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ（０打ｃｏｒ／ｉｙ打ｃＡｕｓ扭ｙｉｒｉｓｓ）ｕｎｄｅｒｆｌｏｗｔｈｒｏｕｇｈｃｏｎｄｉｔｉｏ打ｓ，ＴｅｃｈｎｉｃａｌＳｉｌｉｃｏｎｅｓＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＨｅａｌｔｈａｎｄＳａｆｅｔＣｏｕｎｃｉｌ（ＳＥＨＳＣ）．，ｙｓｒｅ－［７１］Ｇｉｅｙ，Ｊ．Ｐ．，Ｓｏｌｏｍｏｎ，Ｋ．，Ｋａｃｅｗ，Ｓ．，Ｒｅｐｏｒｔｏｆｔｈｅｂｏａｒｄｏｆｖｉｅｗｆｏｒｄｅｃａｍｅｔｈｙｌｃｙｃｌｏｐｅｎｔａｓｉｌｏｘａｎｅ（Ｄ５ＴｅｃｈｎｉｃａｌＳｉｌｏｘａｎｅＤ５ＢｏａｒｄｏｆＲｅｖｉｅｗ：ＯｔｔａｗａＯＮ），，，ＣａｎａｄａＯｒ２０２０１１．，ｃｔｏｂｅ，［７２ＫｒｕｅｇｅｒＨ．ｓｅｄｅ打］．０．ＴｈｏｍａｓＳ．Ｔ．ＫｅｎｄａｌｌＴ．ＺＤ４：ａｒｏｌｏ打ｇｅｄｉｍｔｔｏｘｉｃｉｔｙ，，，，，，ｐｉｔｉｉｕｓｕｓ？ｔｅｓｔｗｈＣｈｉｒｏｎｏｉｍｓｒａｒｉｎｓｉｋｅｄｓｅｄｉｍｅｎｔＴｈｎｉｃａｌＷｉｌｄｌｉｆｅＩｎｔｅｒｎａｔｐｇｐ，ｅｃｉｏｎａｌ，ＬＴＤ：ＳｉｌｉｃｏｎｅｓＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＨｅａｌｔｈａｎｄＳａｆｅｔｙＣｏｕｎｃｉｌ（ＳＥＨＳＣ．，）７３ＫｒｕｅｇｅｒＨ．０ｓ［］．ＴｈｏｍａＳ．Ｔ．ＫｅｎｄａｌｌＴ．Ｚ．Ｄ５；ａｒｏｌｏ打呂ｅｄｓｅｄｉｍｅｎｔｔｏｘｉｃｉｔｙ，，，，，，ｐｔｅｓｔ？ｗｉｔｈＬ删ｆａｒｉｃｕＪｕｓｒａｒｉｅ复ａｔｕｓｕｓｉ打ｇｓｐｉｋｅｄｓｅｄｉｍｅｎｔ，ＴｅｃｈｎｉｃａｌＷｉｌｄｌｉｆｅＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌＬＴＤ．：ＣｅｎｔｒｅＥｕｒｏｐｅｅｎｄｅｓＳｉｌｉｃｏｎｅｓＣＥＳ）．，（［７４ＫｒｕｅｇｅｒＨ．０．ＴｈｏｍａｓＳ．Ｔ．ＫｅｎｄａｌｌＴ．Ｚ．Ｄ５：ａｒｏｌｏｎｇｅｄｓｅｄｉ扣ｅｎｔｔｏｘｉｃｉｔ］，，，，，，ｐｙｈＣｆｔｉｒｏ打０曲ｕｓｒａｒｓｅｄｍｅｎｌＷ？ｔｅｓｔｗｉｔｉｐｆｕｕｓｉｎ呂ｓｐｉｋｓｅｄｉｔ，ＴｅｃｈｎｉｃａｉｌｄｌｉｆｅＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌ，ＬＴＤ：ＳｉｌｉｃｏｎｅｓＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ，ＨｅａｌｔｈａｎｄＳａｆｅｔｙＣｏｕｎｃｉｌ（ＳＥＨＳＣ）．－６５－n挥发性娃氧糕在恒水位序批式活性污泥法市政糜水处理厂的归趋及生态风险评估Ｖｎａ—［７５］ｅｌｉｃｏｇ，Ｊ．Ｒｉｔｃｈｉｅ，巨．，Ｐｒｉｎｃ之，．，Ｌｅｓｓａｘｄ，Ｍ．Ｅ．，Ｓｃｒｏｉｎｓ，民．巨ｃｏｔｏ，ＪｇｇｘｓｏｘａｎｅＤ５ｒｅ－ｉｃｉｔｙｏｆｉｌｉｎｓｏｉｌ．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅ．２０１２，８７（１）：７７８３．—ｍ—７６ＷｈｅｌａｎＭｖａｎｍｏ打ｄＲＧｏｒｅＳａｎｄｅｒｓＤ．Ｄｉｉｈａｓｅｉ［］．Ｊ．Ｅ．Ｄ．，ｃｍｕｌｔａｒｔ，，ｇ，，，，ｙ打ａｐｐｔｉｏ打ｉ打ｇｏｆｄｅｃｅｕｎｅｔｈｙｌｃｙｃｌｏｐｅｎｔ注ｓｉｌｏｘａ打ｅ（Ｄ５）ｉｎｒｉｖｅｒｗａｔｅｒ．ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈ．２０１０，４４－（１２：；３６７９３６８６．）［７７］Ｘｕ，Ｌ．，Ｓｈｉ，Ｙ．Ｌ．，Ｃａｉ，Ｙ．Ｑ．Ｏｃｃｕｒｒｅ打ｃｅａｎｄｆａｔｅｏｆｖｏｌａｔｉｌｅｓｉｌｏｘａｎｅｓｉｎａｍｕｎｉｃｉｐａｌＷａｓｔｅｗａｔｅｒＴｒｅａｔｍｅ打ｔＰｌａ打ｔｏｆＢｅｉｊｉ打ｇ，Ｇｈｉ打ａ．讲ａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈ．２０１３，４７（２）：７－１５７２４．ｓｅａ－ｆａ７８ＡｔｋｉｎｏｎＲ．Ｋｉｎｅｔｉｃｓｏｆｔｈｓｅｒｅａｃｔｉｏ打ｓｏｓｅｒｉｅｓｏｆｏｒｇａｎｏｓｉｌｉｃｏｎ［］，ｇｐｈａｓｃｏｍｐｏｕｎｄｓｗｉｔｈＯＨａｎｄＮＯｒａｄｉｃａｌｓａｎｄＯａｔ２９７±２Ｋ．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅ打ｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄ３３－Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ．１９９１巧巧）：８６３８６６．，７９Ｍａ．ＫｉＡ．ＨａｍｅｒＴ．Ｓｃｈｅｒｉ打ｇｅｒＭ．Ｊｕ打ｌｔｉｏｎｓｈｉｐｓ［］ｃＬｅｏｄ，Ｍ，ｅｒｋｅｇａａｒｄ，，，，，呂ｅｒｅａｉｎｍｅａｓｕｒｅｍｅ打ｔｄａｔａｆｏｒｃｙｃｌｉｃｓｉｌｏｘａｎｅｓｉ打ａｉｒ．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ．８０Ｗｈ？［］ｅｌａｎ，Ｍ．Ｊ，，Ｅｓｔｒａｄａ，Ｅ．，Ｅｇ阻０打ｄ，Ｒ．ｖ．Ａｍｏｄｅｌｌｉ打呂ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｔｈｅａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃｆａｔｅｏｆｖｏｌａｔｉｌｅｍｅｔｈｙｌｓｉｌｏｘａｎｅｓａｎｄｔｈｅｉｒｒｅａｃｔｉｏｎｐｒｏｄｕｃｔｓ．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ．２００４－５７：１４２７１４３７．，［８１］ＭｃＬａｃｈｌａｎ，Ｍ．Ｓ．，Ｋｉｅｒｋｅｇａａｒｄ，Ａ．，Ｈａｎｓｅｎ，Ｋ．Ｍ．，ｖａｎＥｇｍｏｎｄ，Ｒ．，Ｃｈｒｉｓｔｅｎｓｅｎ，ｈＤ．Ｈ．ＳｋｏｔｈＣ．Ａ．ｉｅｏｆｄｅｃｌｃｌｉｌ（５）Ｊ，ｊ，Ｃｏ打ｃｅ打ｔｒａｔｏｎｓａｎｄｆａｔａｍｅｔｙｙｃｏｐｅｎｔａｓｏｘａｎｅｒｅｖｎ打ｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏ－ｉ打ｔｈｅａｔｍｏｓｐｈｅ．Ｅ打ｉｒｏｎｍｅｔａｌＳｃｉｅｌｏｇｙ．２０１０，４４（１４）：５３６５５３７０．８２ＳｏｒａｍｅｒｌａｄｅＲ．ＰａｒｌａｒＨ．ＷｒｏｂｅｌＤ．ＫｏｃｈＰ．Ｐｒｏｄｕｃｔａｎａｌｓｉｓａｎｄｋｉｎｅｔｉｃｓ［］，，，，，，ｓ，ｙｏｆｔｈｅｓ－ｎｓｗｉｔｇａｐｈａｓｅｒｅａｃｔｉｏｓｏｆｓｅｌｅｃｔｅｄｏｒｇａｎｏｓｉｌｉｃｏｎｃｏｍｐｏｕｎｄｈＯＨｒａｄｉｃａｌｓｕａｍｏｍｂｅｒ—ｓｒｏｍｅ打阳ｓｉｎｇｓｇｃｈａｍａｓｓｐｅｃｔｔｅｒｓｙｓｔｅｍ．Ｅｎｖｉｒｏｅ打ｔａｌＳｃｉｅ打ｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ２７１２２４３－．１９９３．，（）：５２４４０８ｓｓｉａｎＨ－［３］Ｎａｖｅａ，Ｊ．Ｇ．，Ｘｕ，Ｓ．Ｈ．，Ｓｔａｎｉｅｒ，Ｃ．０．，Ｙｏｕｎｇ，Ｍ．Ａ．，Ｇｒａ，Ｖ．Ｈ．ｅｔｅｒｏｅ打ｅｏｕｓｕ—ｇｐｔａｋｅｏｆｏｃｔａｍｅｔｈｙｌｃｙｃｌｏｔｅｔｒａｓｉｌｏｘａｎｅＤａｎｄｄｅｃａｍｅｔｈｙｌｃｙｃｌｏｐｅｎｔａｓｉｌｏ（）４ｘａｎｅＤｎｔｏ？（）ｏｍｉｎｅｒａｌｄｕｓｔ过ｅｒｏｓｏｌｕｎｄｅｒｖａｒｉａｂｌｅＲＨｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ，ＡｔｍｏｓｈｅｒｉｃＥｎｖｉ５ｐｒｏｎｍｅｎ４０６０－ｔ．２００９４３２６：４０６９．，（）［８４］Ｎａｖｅａ，Ｊ．Ｇ．，Ｘｕ，Ｓ．Ｈ．，Ｓｔａｎｉｅｒ，Ｃ．０？，Ｙｏｕｎｇ，化Ａ．，Ｇｒａｓｓｉａ打，Ｖ．Ｈ．Ｅｆｆｅｃｔｏｆｎｒｏ如－ｏｚｏ打ｅａｎｄｒｅｌａｔｉｖｅｈｕｍｉｄｉｔｙｏｔｈｅｈｅｔｅｇｅｎｅｏｕｓｕｐｔａｋｅｏｆｏｃｔｎｅｔｈｙｌｃｙｃｌｏｔｅｔｒａｓｉｌｏｘａｎｅａｎｄｄｅｃａｍｅｔｈｌｃｃｌｏｐｅｎｔａｓｉｌｏｘａ打ｅｏｎｌｍｉ打ｅｒａｌｄｕｓｔａｅｒｏｓｏｌｃｏｍｎｅｎｔｓ．ｙｙ田ｏｄｅｐｏｒｎａａｒ－ＪｏｕｌｏｆＰｈｙｓｉｃｌＣｈｅｍｉｓｔｙＡ．２００９１１３２５：７０３０７０３８．，（）８５ＸｕＳ．Ｈ．ＣｈａｎｄｒａＧ．Ｆａｔｅｏｆｃｙｃｌｉｃｍｅｔｈｌｓｉｌｏｘａｎｅｓｉ打ｓｏｉｌｓ．２．Ｒａｔｅｓｏｆ［］，，，ｙｄｅｒａｄａｔｉｏｎｄｖｏｌａｔｉｌｉｉｌＳｃｅｎｃｅｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏ１９９９ｇａｎｉｚａｔｏ打．目ｎｖｒｏｎｍｅ打ｔａｉａｇｙ．，３３（２２）：４０－３４４０３９．－６６－n参考文献［８村王德河，唐立军，沈小维，刘军，殷双元．ＣＷＳＢＲ工艺处理市政污水工程的设计与运巧－．中国给水排水．２００９１：２９３１３５．，（巧，８７海龙沙读永．低温环境下ＣＷＳＢＲ工艺设计与调试运行．环境科技．２０１２，（０３）［］马，，陈－：：２９３０３４．，［８８］代文臣，詹技灵，牟晋伟，刘东海，刘艳东．ＣＷＳＢＲ工芭在夏家河污水处理厂的应用．－给水排水．２００８化汾：３８４１．，巧９］于亚玲，李双作．ＣＷＳ邮工艺处理生活污水处理厂废水．科技创新导报．２０１４，伯４）：１３３．９０—．ＣＷＳ抓．黑．２０１００５；１３．［］陈海污水处理新工芝恒水位龙江科技信息，（）巧１］陈晓波，徐东业．恒水位ＣＷＳ邸工艺在夏家河污水处理厂的应用．黑巧江科技信息．２００９１６：２８．，（）［９２］于健，王洪涛．谈ＣＷＳＢＲ工艺在汚水处理厂中的按用．黑龙江科技信息．２０１０，狂８）：２９．９３ＰｅＷｏｄｅ－ｉｓＭ．Ｃｈ．Ｍ．ｉｓｎｉｉＣ．ＣｏｑｕｅｒＭ．Ｍｌｌｉｎｏｆｍｉｃｒｏ［］ｏｍ，，ｏ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