2018, Vol. 39
2. 中国环境科学研究院环境基准与风险评估国家重点实验室, 北京 100012;
3. 中国环境科学研究院国家环境保护湖泊污染控制重点实验室, 湖泊生态环境创新基地, 北京 100012;
4. 中国环境科学研究院流域水生态技术研究室, 北京 100012
, JIAO Li-xin2,3
, YANG Liu1 , TIAN Zi-qiang2,3,4 , YANG Su-wen2,3 , AN Yue-xia2,3 , JIA Hai-bin2,3 , CUI Zhi-dan2,3
2. State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China;
3. Research Center of Lake Eco-Environment, State Environmental Protection Key Laboratory for Lake Pollution Control, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China;
4. Laboratory of Riverine Ecological Conservation and Technology, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China
持久性有机污染物(persistent organic pollutants, POPs)是一类具有高毒性、半挥发性、生物蓄积性和长期残留性的物质, 可通过食物链富集放大、通过各种环境介质进行全球性迁移对人类健康产生巨大危害[1, 2].研究发现POPs不仅具有“三致”效应(致癌、致畸、致突变性), 而且具有内分泌干扰素的作用, 对生殖系统、免疫系统、神经系统等产生毒性, 是生殖障碍、出生缺陷、发育异常、代谢紊乱以及某些恶性肿瘤发病率增加的潜在原因之一[3].多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)、有机氯农药(organochlorine pesticides, OCPs)和多溴联苯醚(polybrominated diphenyl ethers, PBDEs)是三类典型的持久性有机污染物. PAHs由两个及以上苯环组成, 具有高毒性、持久性和生物富集效应. OCPs是我国曾经使用量最大的一类农药, 如今大量残留于土壤中, 可通过地表径流、蒸发、沉降等方式进入水体中[4], 通过物理化学作用可被沉积物所吸附对生态系统造成持久性危害[5]. PBDEs属于溴系阻燃剂的一类, 作为添加型阻燃剂被广泛的应用在电子、纺织等领域[6, 7].可引起人体甲状腺的增生, 导致甲状腺素代谢改变, 同时还具有一定的致癌性, 致畸毒性[8].这三类有机污染物已被《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》列为限制使用或削减的化合物, 引起了国内外学者的广泛关注.
白洋淀位于河北省中部, 东经115°39′~116°11′, 北纬38°48′~38°57′之间是河北省第一大内陆湖, 素有“华北明珠”之称. 20世纪70年代以后, 随着白洋淀流域内工农业的发展、人口增长以及旅游业的开发, 城镇工业废水、生活污水猛增, 使白洋淀水域遭到严重污染. 2015年监测结果显示白洋淀水体大部分处于Ⅴ类水质, 部分区域甚至为劣Ⅴ类[9]. 20世纪90年代以来对于白洋淀的有机污染已经有了广泛的研究, 王怡中等[10]于1995年研究发现白洋淀水体中石油烃类污染较为严重, 不同湖区污染物种类浓度差异较大.窦微等[11]于1998年研究发现白洋淀水体, 沉积物和鲫鱼体内DDTs富集能力高于HCHs.朱樱等[12]于2010年研究发现白洋淀水体、沉积物、悬浮物中PAHs均以2~3环为主, 沉积物中PAHs来源以生物质和煤燃烧为主.秦宁等[13]于2010年研究发现PAHs在白洋淀7种挺水植物组织中分布模式极为相似.胡国成等[14]于2010年研究发现DDTs和PBDEs在白洋淀鸭子肌肉、肝脏、脑组织中含量水平差异较大(P＜0.05), HCHs差异不明显(P＞0.05).王乙震等[15]于2017年研究了白洋淀水体中PAHs和OPCs季节性变化特征和来源.然而这些研究大多是2010年之前, 近些年来关于白洋淀有机污染物的监测相对较少, 而2010年以来随着国家经济和能源结构的转变以及新的环保法规的颁布, 白洋淀水体和沉积物的污染状况也在发生着改变.尤其今年4月1日, 中共中央、国务院印发通知, 决定设立河北雄安新区用于缓解北京的大城市病、发挥首都城市的区域经济增长极效应、新发展理念的现实实验和探索[16], 而白洋淀作为雄安新区核心水系, 其当前环境质量关系着新区的建设更关系着国家京津冀协同发展战略的稳步推进.本文通过对白洋淀15个点位水体和沉积物中PAHs、OCPs和PBDEs进行监测探讨白洋淀环境中这3类典型POPs的污染特征、来源以及生态风险, 通过与历史数据相对比掌握其变化方向, 以期为白洋淀环境中POPs污染防治和新区环境治理提供科学依据和技术支持.
1 材料与方法 1.1 样品采集及前处理2016年3月参照GPS定位, 根据白洋淀9条入淀河流入淀口位置在白洋淀设置15个采样点位(图 1), 他们依次是鸳鸯岛、寨南、洛网淀、端村、东田庄、采蒲台、圈头、枣林庄、杨庄子、光淀张庄、王家寨、郭里口、烧车淀、南刘庄和安新大桥.采样点详细地理信息如表 1, 每个点位用不锈钢采水器采集0.5 m表层水样4 L保存于棕色玻璃瓶中, 用抓斗式采样器采取0~10 cm表层沉积物约1 kg装入金属盒子中, 水样和沉积物样品均密封后冷藏待运回实验室进行后续处理.
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图 1 白洋淀采样点示意 Fig. 1 Map of sampling sites in Baiyangdian Lake |
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表 1 白洋淀表层沉积物采样点地理信息 Table 1 Geographical information of 15 sampling sites in Baiyangdian Lake |
1.2 样品前处理
量取1 L水样, 过0.45 μm混合纤维滤膜去除杂质, 用SPE小柱ENVI-18(6 mL)进行富集[17], 最后用10 mL二氯甲烷进行洗脱, 氮吹至200 μL后装于棕色进样瓶中, 冷藏保存, 待GC-MS分析.
将采集到沉积物样品先冷冻干燥48 h, 研磨过100目筛子后装于棕色瓶中避光保存, 待后续使用. PAHs采用活化硅胶柱和凝胶色谱柱联合净化, OCPs采用失活硅胶柱和凝胶色谱柱联合净化[18, 19], PBDEs采用多层硅胶柱净化[20, 21].
PAHs主要检测萘(Na)、苊(Acy)、苊烯(Ace)、芴(Flr)、菲(Phe)、蒽(Ant)、荧蒽(Flu)、芘(Fyr)、苯并[a]蒽(BaA)、䓛(Chr)、苯并[b]荧蒽(BbF)、苯并[k]荧蒽(BkF)、苯并[a]芘(BaP)、茚并[1, 2, 3-cd]芘(InP)、二苯并[a, h]蒽(DBA)、苯并[g, h, i]苝(BghiP)共16种EPA优先控制的PAHs; OCPs主要检测4种HCHs(α-HCH、β-HCH、γ-HCH和δ-HCH)和4种DDTs(p, p′-DDD、p, p′-DDE、p, p′-DDT和o, p′-DDT)共8种OCPs同系物; 水体中PBDEs主要检测BDE-2、BDE-28、BDE-30、BDE-37、BDE-47、BDE-49、BDE-66、BDE-116、BDE-138和BDE-153这10种水体中常见的PBDEs同系物, 沉积物中PBDEs主要检测了BDE-28、BDE-47、BDE-99、BDE-100、BDE-153、BDE-154、BDE-183和BDE-209这8种沉积物中常见的PBDEs同系物.
1.3 质量控制与保证(QA/QC)为了防止在采样过程中造成交叉污染, 在每两个采样点之间对采样设备进行清洁.样品前处理过程中, 萃取池、鸡心瓶等容器需分别通过超纯水、甲醇、丙酮、二氯甲烷3次洗涤烘干后使用.分析过程中, 每5个样品做一个平行样和方法空白的测定, 水样中PAHs、OCPs和PBDEs加标回收率分别为：71.3%~108.6%、74.1%~110.5%和79.2%~115.7%;方法检出限分别为：0.01~0.03、0.02~0.04和0.02~0.18 ng·L-1.沉积物样品中PAHs、OCPs和PBDEs加标回收率分别为：67.2%~96.1%、71.7%~101.2%和65.7%~92.6%, 方法检出限分别为0.15~0.4 ng·g-1、0.75~6.21 ng·g-1和0.27~1.17 pg·g-1.
2 结果与讨论 2.1 白洋淀持久性有机污染物浓度分布特征研究了白洋淀不同湖区15个点位水体和沉积物中∑PAHs、∑OCPs和∑PBDEs浓度的空间分布特征.由图 2可见, 白洋淀水体中∑PAHs浓度范围在71.32~228.27ng·L-1之间, 沉积物中∑PAHs含量范围在163.20~861.43 ng·g-1之间.白洋淀不同湖区水体和沉积物∑PAHs浓度分布规律相似, 总体来讲, 以安新大桥、光淀张庄等湖区∑PAHs浓度较高, 东田庄、郭里口等湖区∑PAHs浓度相对较低.安新大桥处位于白洋淀上游府河的入淀口, 未经处理的生活污水和工业废水经过府河流入湖区, 此外, 河道两侧是人口相对集中的安新县城, 大量车辆产生的尾气也是加重污染的原因.光淀张庄位于湖区中心位置, 此处河道较为封闭且周围村庄密集, 大量的生活和生产污水直接排入封闭的湖水中, 使PAHs在湖内累积造成水体和沉积物中∑PAHs浓度较高. Guo等[22]通过研究白洋淀沉积物柱状样发现白洋淀沉积物中∑PAHs在20世纪90年代污染最严重之后20a呈现下降趋势, 周怀东等[23]研究了白洋淀2007年沉积物中∑PAHs含量在324.6~1 738.5 ng·g-1之间, 本研究中白洋淀沉积物中PAHs污染水平比历史上要低.
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图 2 白洋淀POPs含量分布情况 Fig. 2 Concentrations of POPs in Baiyangdian Lake |
白洋淀水体中∑OCPs浓度范围在2.62~6.13ng·L-1之间, 沉积物中∑OCPs含量范围在0.9~2.4 ng·g-1之间.白洋淀不同湖区水体和沉积物∑OCPs浓度分布规律大致相似, 总体上, 以杨庄子、圈头等湖区∑OCPs浓度较高, 洛网淀和东田庄等湖区浓度较低.我国在1983年已全面禁止OCPs的生产、销售和使用, 目前环境中的OCPs主要来源于残留, 杨庄子和圈头等湖区附近存在大量农田, 地表径流和土壤流失可能是导致这两个湖区∑OCPs浓度相对较高的原因[24].而洛网淀位于湖区中央远离排污口和耕作区, 东田庄位于居民区附近均没用于农耕的土地, 且河道相对封闭, 所以可能导致这两个湖区处∑OCPs浓度较低.与历史上数据相比较白洋淀水体中∑OCPs浓度在1995年检出量为3 050 ng·L-1, 2008年检出量为13.21ng·L-1[25], 20多年以来白洋淀水体中∑OCPs浓度显著降低, 沉积物中∑OCPs含量也与2008年检测数据(7.42 ng·g-1)相比有所降低, 表明白洋淀地区禁用有机氯农药成效显著, 有机氯农药污染减弱.
白洋淀水体中∑PBDEs浓度范围在0~6.50 ng·L-1之间, 其中光淀张庄等湖区∑PBDEs浓度较高, 端村处∑PBDEs浓度低于检出限未检出.沉积物中∑PBDEs含量范围在230.96~1 224.13 g·g-1之间, 其中以安新大桥处∑PBDEs含量最高, 杨庄子处∑PBDEs含量最低.将白洋淀沉积物中∑PBDEs总含量与国内外其他河流海岸沉积物中∑PBDEs含量相对比(表 2), 白洋淀∑PBDEs总含量与美国的休伦湖、挪威的Ellasjoen湖、波斯湾伊朗沿岸、越南的Thi Nai Lagoon以及中国的长江中游处于同一水平, 远低于荷兰的斯海尔德河以和中国的太湖.其中荷兰的斯海尔德河以及中国的太湖沉积物中∑PBDEs含量也分别达到白洋淀沉积物∑PBDEs含量的458倍和718倍.表明白洋淀沉积物中PBDEs污染程度在国际范围内属于较低污染水平.
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表 2 国内外河流、港湾表层沉积物中∑PBDEs含量水平/ng·g-1 Table 2 Concentrations of PBDEs in the surface sediment of rivers and harbors at home and abroad/ng·g-1 |
2.2 白洋淀持久性有机污染物组成特征及来源解析
根据苯环的个数将PAHs进行分类, 白洋淀水体和沉积物中的PAHs组成特征如图 3, 水体中PAHs组成特征为, 三环芳烃＞四环芳烃＞五环芳烃＞二环芳烃＞六环芳烃, 其中浓度较高的PAHs单体为Nap, 其平均浓度为15.14 ng·L-1、其次为Phe(12.42 ng·L-1)和Acy(12.21 ng·L-1), 较低的单体为BaA(2.18 ng·L-1), 总体来看低环芳烃(2~3环)单体平均浓度普遍高于高环芳烃(4~6环)中单体平均浓度; 而沉积物中PAHs组成特征为五环芳烃＞三环芳烃＞四环芳烃＞六环芳烃＞二环芳烃, 其中含量较高的PAHs单体为DBA其平均含量为123.56 ng·g-1, 其次为BghiP (92.68 ng·g-1)和BkF(91.70 ng·g-1), 较低的单体为Ace(2.19 ng·g-1)和Acy(5.20 ng·g-1).总体来看, 除个别单体外, 高环芳烃单体平均含量均高于低环芳烃单体平均含量, Zeng等[35]的研究发现高环芳烃较低环芳烃疏水性更强, 蓝家程等[36]的研究发现高环芳烃亲脂性更强, 更难以降解.这些特性使高环芳烃更易被沉积物所吸附, 所以可能导致白洋淀水体中低环芳烃单体平均浓度普遍高于高环芳烃单体平均浓度, 而沉积物高环芳烃单体平均含量基本上均高于低环芳烃单体平均含量.
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图 3 白洋淀水体和沉积物中PAHs同系物分布 Fig. 3 Distribution of the concentrations of PAHs in the surface water and sediment of Baiyangdian Lake |
环境中PAHs的来源比较复杂, 不同成因的多环芳烃具有结构和组分上的差异, 因此多环芳烃中某些同分异构体比值常用来指示PAHs在环境介质中的来源[37].江敏等[38]的研究表明, 当Ant/(phe+Ant)小于0.1为石油源; 大于0.1则为燃烧源; 当Flu/(Flu+Pyr)小于0.4为石油源; 大于0.5主要是木材和煤燃烧来源, 介于0.4与0.5之间则表明是石油及其精炼产品的燃烧来源.以Aut/(phe+Aut)为横坐标, Flu/(Flu+Pyr)为纵坐标绘制白洋淀水体和沉积物中PAHs来源分析如图 4所示, 白洋淀水体和沉积物中Aut/(phe+Aut)比值均大于0.1, 水体中Flu/(Flu+Pyr)比值在安新大桥和烧车淀点位处小于0.4, 枣林庄、杨庄子、光淀张庄和南刘庄点位处介于0.4和0.5之间, 其它点位处均大于0.5.表明白洋淀水体中PAHs来源主要以燃烧源为主, 部分地区存在石油源.沉积物中Flu/(Flu+Pyr)比值在烧车淀处小于0.4, 洛网淀和枣林庄点位处介于0.4和0.5之间, 其它点位均大于0.5, 表明白洋淀沉积物中PAHs主要以燃烧源为主, 部分地区存在石油源.白洋淀地区水体和沉积物PAHs污染来源于油类排放和木材、煤炭燃烧的共同作用.白洋淀湖区内遍布着众多村庄, 村民每天生产生活会燃烧大量的木材和煤, 大量未经处理的生活污水直接排入白洋淀水体中, 村民捕鱼以及白洋淀的交通旅游等活动中使用的船舶所造成的尾气排放、油料泄漏等均不同程度造成白洋淀PAHs的污染.同时白洋淀上游保定市的生活污水和工业废水也大量排入白洋淀中, 这也是白洋淀PAHs污染的主要来源.
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图 4 白洋淀PAHs来源分析 Fig. 4 Identification of the sources of PAHs in the surface water and sediments of Baiyangdian Lake |
对水体中的OCPs检测发现, 水体中4种HCHs均有不同程度的检出, 而DDTs只检测出p, p′-DDD和p, p′-DDE, 将这两种DDT归为DDTs, 白洋淀水体中OCPs组成特征如图 5(a), DDTs类污染物只占OCPs总浓度的6.24%, HCHs类污染物是水体中OCPs的主要污染物, 其中β-HCH所占质量分数最高, 为30.15%, 其次是δ-HCH和α-HHC, 为别为27.84%和25.79%, γ-HCH所占质量分数最少为9.99%.可能是由于β-HCH在环境中相较于其它HCHs异构体更加稳定和难降解, 而其他HCHs异构体在环境中能够转化为β-HCH以达到最稳定的状态[39].工业产品中α-HCH/γ-HCH一般比较稳定, 大约在3~7之间, 当有林丹输入时, 该比值接近或小于1;如果该比值大于7, 可能是由于HCHs长距离传输或工业HCH降解所致.因为α-HCH比林丹半衰期长约25%, 所以该比值越高, 表明长距离传输得越远[40].本研究中各点位α-HCH/γ-HCH在0.76~7.41之间, 其中枣林庄处为7.41, 郭里口和安新大桥处分别为0.99和0.76, 说明白洋淀水体中HCHs污染主要来源于工业HCHs的降解, 部分地区来源于HCHs大气长距离传输和林丹的使用.一般认为水体中检测出p, p′-DDT标志着水体中除了原来残留的农药外还有新的污染来源, 本研究在白洋淀只检测出p, p′-DDD和p, p′-DDE表明白洋淀水体中DDTs污染来源于历史残留[41].
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图 5 白洋淀水体和沉积物中OCPs同系物分布 Fig. 5 Distribution of the concentrations of OCPs in the surface water and sediment of Baiyangdian Lake |
对沉积物中OCPs检测发现, 4种HCHs和4种DDTs均有不同程度的检出, 白洋淀沉积物中OCPs组成如图 5(b), 沉积物中主要以HCHs类污染物为主, 平均含量占总含量的63.1%, 一般而言, 当沉积物中α-HCH/γ-HCH比值在0.2~1.0之间时, 表明存在林丹的污染; 当该值在4~15之间时, 说明其可能来源于工业HCHs的输入[42].在HCHs各异构体中β-HCH稳定性和抗降解能力最强, 高β-HCH含量表明污染多来源于历史输入[43].本研究中β-HCH平均含量只占HCHs总含量的25.4%而α-HCH/γ-HCH的比值在0.02~2.2之间, 大多集中在1.1以内, 表明白洋淀沉积物中HCHs污染主要来源于新的林丹的使用, 也有少量工业HCHs的输入.在自然环境中, DDTs在好氧条件下被微生物降解为p, p′-DDE, 厌氧条件下可降解为p, p′-DDD, 如果存在持续的DDT输入, 则DDT在∑DDTs中的相对含量就会保持较高的水平; 相反, DDT降解产物的相对含量就会高.因此, 可以用(DDD+DDE)/∑DDTs来指示DDT的降解程度及其来源, 其数值高于0.5表示污染物可能主要来自土壤中长期分化残留的DDT[44, 45], 在白洋淀15个点位中有13个点位(DDD+DDE)/∑DDT比值大于0.5, 说明白洋淀沉积物中DDTs污染主要以历史残留为主, 可能部分地区存在新的DDTs输入.
对水体中的PBDEs进行检测发现, 水体中主要存在BDE-2、BDE-28、BDE-30、BDE-37、BDE-47、BDE-49、BDE-66、BDE-116、BDE-138和BDE-153这10种PBDEs污染物, 根据溴原子的个数对这10种PBDEs进行分类, 白洋淀水体中PBDEs污染物组成特征如图 6(a).水体中PBDEs污染主要为1-Br即BDE-2, 其浓度占PBDEs总浓度的65.87%, 其次是9-Br和4-Br分别占总浓度的18.86%和12.68%, 含量最少的3-Br和5-Br分别占总浓度的1.61%和0.98%. Kuch等[46]发现德国污水处理厂污水中以BDE-49和BDE-99为主. Ikonomou等[47]等用半透膜研究了加拿大佛雷泽河PBDEs同类物组成, 结果表明以BDE-47为主, BDE-99和BDE-100次之, BDE-209没有检出.罗孝俊等[48]研究了珠江口水体中PBDEs的分布发现BDE-47和BDE-99在全部溶解相中均被发现, 且以BDE-47和BDE-99为主.一般情况下BDE-47和BDE-99通常是水相PBDEs的主要组成, 工业废水、污水处理厂出水以及其它未经处理废水通常是水中PBDEs污染的主要来源[49], 而白洋淀水体中只检测BDE-47的存在, 未检测出BDE-99且白洋淀水体污染以一溴的BDE-2为主, 反映了白洋淀水体PBDEs来源的复杂性, 有研究表明低溴代联苯醚具有较高的蒸气压可以通过大气远距离传输[50], 而高溴代联苯醚在紫外线和强可见光源的照射下可以分解产生低溴代联苯醚[51], 表明白洋淀水体中BDE-2污染可能主要来源于大气远距离传输和高溴代联苯醚的降解.
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图 6 白洋淀水体和沉积物中PBDEs同系物分布 Fig. 6 Distribution of the concentrations of PBDEs in the surface water and sediment of Baiyangdian Lake |
对沉积物中PBDEs进行检测发现, 沉积物中主要存在BDE-28、BDE-47、BDE-99、BDE-153、BDE-154、BDE-183和BDE-209共7种PBDEs污染物, 根据溴原子个数对这7种PBDEs进行分类, 白洋淀沉积物中PBDEs污染物组成特征如图 6(b), 沉积物中PBDEs污染主要为10-Br即BDE-209, 其含量占∑PBDEs总含量的63.82%, 其次是4-Br和5-Br分别占总含量的13.02%和10.41%.含量较少的6-Br、9-Br和3-Br分别为6.64%、3.15%和2.97%.由于BDE-209是商用的十溴联苯醚阻燃剂的主要成分(＞90%)[52]说明白洋淀地区沉积物中PBDEs污染主要来源于商用的十溴联苯醚.十溴联苯醚作为阻燃剂被大量添加于各种纺织品和电路板聚酯中.而羽绒、制鞋、服装是白洋淀的支柱产业, 流域周边有着大量的纺织企业, 说明白洋淀沉积物中PBDEs主要来源可能是纺织企业的工业添加剂.
2.3 白洋淀持久性有机污染物生态风险评价根据我国《地表水环境质量标准GB 3838-2002》中对BaP标准要求是2.8 ng·L-1, 对γ-HCH和DDTs标准要求分别是2 000 ng·L-1和1 000 ng·L-1[53], 白洋淀各点位水体中BaP、γ-HCH和DDTs均未超过国家规定标准, 表明白洋淀水体中这两种污染物符合我国地表水环境标准, 但目前此标准中尚无对多PBDEs浓度标准的规定.关于PBDE生态风险评估的研究相对较少, 常采样基于低等水生生物及底栖生物的毒理学数据和EPA标准的商值法[54~56], 本研究采用此方法来评价白洋淀水体和沉积物中PBDEs的生态风险, 其公式为：
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式中, Q为风险值商值, MEC(measured environment concentration)为3种工业PBDEs的检测浓度, MSNOCE(multi-species no observable effect concentration)为3种工业PBDEs无显著影响含量, 常见的PBDEs工业品主要有3类Penta-BDEs、Octa-BDEs和Deca-BDEs[57].本研究将三至五溴联苯醚归为Penta-BDEs, 六至九溴联苯醚归为Octa-BDEs, 十溴联苯醚归为Deca-BDEs, 根据加拿大环保部提供的数据[58], 水体中Penta-BDEs和Octa-BDEs的MSNOCE为0.053 μg·L-1和0.017 μg·L-1, Deca-BDEs目前无数据; 沉积物中Penta-BDEs、Octa-BDEs、Deca-BDEs的MSNOCE(以干重计)值分别为0.031、13.40、45.36 mg·kg-1.根据商值法表征原理：Q＜1, 无生态风险; 1≤Q＜5, 低等风险; 5≤Q＜10, 中等风险; Q≥10, 高等风险.白洋淀各点位水体和沉积物中三类工业BDEs风险商值如图 7, 所有点位中水体和沉积物三类工业BDEs风险商值均小于1, 表明白洋淀的PBDEs污染暂时没有生态风险.
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图 7 白洋淀水体和表层积物中PBDEs的生态风险评价结果 Fig. 7 Evaluation results of the ecological risks of PBDEs in the surface water and sediments of Baiyangdian Lake |
沉积物质量基准法(SQGs)常被用来评价沉积物生态风险, Long等[59]在大量实验基础上提出用于确定淡水、海湾和海洋沉积物中有机污染物的潜在生态风险的效应区间低值(effects range low, ERL)和效应区间中值(effects range median, ERM), 用来反映沉积物生态风险水平.当污染物含量＜ERL时, 对生物产生的毒副作用不明显(风险几率 < 10%); 当污染物含量＞ERM时, 则对生物会产生毒副作用(风险几率＞50%), 可能会产生一定程度的负面生态效应; 当污染物含量在ERL与ERM之间时, 生物有害效应几率介于10%~50%之间, 只会偶尔产生负面效应.白洋淀各点位沉积物中OCPs和PAHs含量与OCPs和PAHs沉积物基准[60, 61]的比较如表 3.白洋淀沉积物中DDE、DDD和DDT这3类物质均未超过其效应区间低值, 表明对生物产生的毒副作用不明显, 但光淀张庄沉积物中∑DDTs含量位于ERL和ERM之间, 偶尔会对生物产生一定的负面生态效应, 应加强监控.白洋淀沉积物中PAHs总体生态风险处于较低水平, 但除东田庄和枣林庄以外的其它采样点沉积物中的Flr、鸳鸯岛和光淀张庄的Ace以及安新大桥的Ant均处于ERL和ERM之间, 偶尔会对生物产生一定的负面效应造成生态风险应加强监控.
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表 3 白洋表层沉积物中OCPs和PAHs的质量标准评价 Table 3 Assessment according to the quality guidelines of OCPs and PAHs in the surface sediments of Baiyangdian Lake |
3 结论
(1) 白洋淀水体中∑PAHs、∑OCPs和∑PBDEs浓度范围分别是71.32~228.27、2.62~6.13和0~6.5 ng·L-1; 白洋淀沉积物中∑PAHs、∑OCPs和∑PBDEs含量范围分别是163.20~861.43 ng·g-1、2.25~6.07 ng·g-1和230.96~1 224.13 pg·g-1.沉积物中∑PAHs和∑OCPs含量与历史数据相比均显著下降, 沉积物中∑PBDEs与国内外其他地区相比处于较低污染水平.
(2) 白洋淀水体和沉积物PAHs污染来源均是油类排放和木材、煤炭燃烧共同作用的结果; 白洋淀水体和沉积物中OCPs组成均以HCHs为主, 水体中HCHs主要来源于工业HCHs的降解, 部分地区来源于大气的远距离传输和林丹的使用, DDTs则主要来源于历史残留.沉积物中HCHs主要来源于新的林丹的使用, 也有少量工业HCHs的输入, DDTs则以历史残留为主, 可能部分地区存在新的DDTs输入; 白洋淀水体中PBDEs组成以BDE-2为主, 可能主要来源于大气远距离传输和高溴代联苯醚的降解, 沉积物中PBDEs组成以BDE-209为主, 主要来源为商用的十溴联苯醚.
(3) 对白洋淀沉积物中三类持久性有机污染物进行生态风险评价, 白洋淀尚无明显生态风险, 但部分采样点存在生态风险的可能性, 应加强监控.
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