2018, Vol. 39
2. 中国科学院大学, 北京 100049
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
过去几十年的高强度开发, 致使我国生态环境问题在一些工业化程度高的区域呈现出复合型污染特征, 治理难度大, 治理所需周期长且投入成本高[1].例如, 河流生态系统是化工企业和城市生活污水处理厂污水排放的重要传输通道, 纳入了包括重金属、有机氯农药、全氟和多氟烷基化合物(per-and polyfluoroalkyl substances, PFASs)、药物及个人护理品(pharmaceutical and personal care products, PPCPs)等在内的众多污染物[2~4].在治理投入有限的情况下, 从诸多污染物中遴选出一些污染物进行优先治理, 是一种科学的环境治理和生态恢复对策[5].
近年来, 国内外学者构建了多种基于计分排序的优先污染物筛选方法, 其中应用较为广泛的有欧盟水框架指令优先污染物筛选方法, 美国根据污染物的出现频率、毒性和人群暴露潜势为指标, 计算总得分进行排序等[6, 7].但是这类方法实施起来较为困难, 不能快速在环境管理中实施应用, 特别是出现环境应急事故时进行风险评估.基于化学品生态毒理数据的环境风险排序方法, 笔者近年来与英国生态与水文学中心Andrew C. Johnson教授团队合作进行水环境污染物排序, 快速筛选水体中的优先控制污染物[8].该方法已经成功运用于中国环渤海、长江以及珠江等流域的水体污染物评价分析, 科学地判定了各大流域的环境风险水平以及优先污染物[2~4, 9].
本研究以大凌河流域为例, 拟通过分析水体样品, 收集大凌河污染数据, 系统研究辽宁大凌河的污染现状, 利用环境风险排序方法对水体污染物进行风险排序, 甄别大凌河流域的优先控制污染物(即环境风险最大的污染物), 判定大凌河河口的风险水平, 以期为未来大凌河流域生态环境治理提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 研究区概况大凌河[10]是辽宁省西部最大的河流, 全长397 km, 年径流量为12.7 m3·s-1, 于辽东湾汇入渤海.本研究位于大凌河中下游区域(图 1), 全长103 km, 细河是其最大支流, 年径流量为3.52 m3·s-1.细河位于辽宁省阜新市境内, 是阜新市的主要排污河流.阜新市是我国重要的氟化工产业基地, 拥有两个氟化工园区, 每年各类氟化工品总产量达14 000 t.氟化工园区排放的污水已经给细河乃至大凌河造成潜在生态风险, 是渤海PFASs的主要来源地之一.阜新历史上有较大规模的全氟辛基磺酸(perfluorooctane sulfonate, PFOS)和全氟辛酸(perfluorooctanoic acid, PFOA)的生产与使用, 同时该地区还有造纸厂废水等排放.王荦等[11, 12]对大凌河地区重金属、有机氯农药做了系统研究, 发现该地区历史上有化肥农药较大量的使用, 残留了大量的重金属、有机氯农药等.因此, 本研究重点选择大凌河水体PFOS、PFOA以及重金属、有机氯农药的污染与环境风险状况.
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图 1 研究区概况及采样布点示意 Fig. 1 Study area and sampling sites |
样品采集的点位如图 1所示, 1~7点位于细河, 8~14点位于大凌河下游, 15~18位于大凌河上游.采样时间为2015~2016年, 分别采集1 L和10 mL表层水样.采集装置为PP级进口采样瓶, 样品冷藏保存.
PFOS、PFOA提取前处理过程:取400 mL上清液, 加10 ng内标, 利用经过活化的OASIS-WAX小柱(依次用4 mL 0.1%的氨水甲醇溶液, 4 mL甲醇和4 mL超纯水活化)进行净化富集.过柱完成后, 立刻用4 mL 25 mmol·L-1的乙酸铵缓冲溶液(pH=4)冲洗.晾干小柱, 再依次用4 mL甲醇、4 mL 0.1%的氨水甲醇溶液洗脱, 收集洗脱液.整个过程流速为1滴·s-1.将收集的洗脱液用高纯氮气吹至1 mL以下, 用甲醇定量至1 mL, 用0.2 μm尼龙滤膜过滤后, 保存于1.5 mL棕色样品瓶, 冷藏在-20℃冰箱中, 待上机.每6个样品加入1个空白样, 1个空白加标样进行质量控制.
重金属提取:利用0.45 μm滤膜过滤样品, 分为两部分.一部分加入HNO3酸化, 用于测定除Hg以外的重金属.一部分加浓硫酸酸化, 加入重铬酸钾, 样品呈较为持久的橙色, 密封保存, 用于测定Hg.
1.3 PFASs及重金属的测定PFOS与PFOA是利用高效液相色谱串联质谱仪(HPLC-MS/MS)分析, 仪器型号为安捷伦1290色谱系统串联安捷伦6460三重四级杆质谱系统.色谱条件[13, 14]:色谱柱Agilent ZORBAX Eclipse Plus C18(2.1×100 mm, 1.8 μm), 流动相为2 mmol·L-1醋酸铵溶液(A)和100%乙腈(B), 梯度洗脱(0~8 min, 20%B; 8~10 min, 90%B), 流速为0.3 mL·min-1; 柱温为40℃; 进样量5.0 μL.质谱条件:电喷雾电离源负离子扫描(ESI-); 多反应监测(MRM)模式; 毛细管电压为3 500 V negative, Delta EMV(-)为400 V; 气源温度为350℃, 流速为9 L·min-1. PFOS与PFOA的回收率为70%~130%, 满足质量控制要求.
重金属的测定:样品中铜(Cu)、镍(Ni)、镉(Cd)、锌(Zn)、铬(Cr)、铅(Pb)和砷(As)7种重金属采用电感耦合等离子质谱仪(ICP-MS)技术测定, 汞(Hg)采用原子荧光技术进行测定[15].各金属元素的回收率保持在80%~120%之间, 满足质量控制要求.
1.4 文献数据的收集为尽可能全面评价大凌河的水环境现状, 利用中国知网、Google Scholar、Web of Science数据库以及大凌河流域相关政府环境保护部门自2011年以来的监测和研究数据, 最终获取到重金属、有机氯农药和PFASs的相关研究资料与数据[10~14, 16, 17].
1.5 风险排序方法风险排序方法的原理是利用污染物的毒性值与该污染的暴露浓度值进行比较[8, 18], 其方程式为:
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(1) |
式中, Rm为污染物的中位值比较的相对风险值, Mw为污染物所在水环境的浓度中位值, Me为污染物在水环境生物毒性值的中位值浓度.在对中国的环渤海、长江、珠江等主要流域研究时, 笔者对中国水环境本地物种的环境毒性数据进行了筛选, 确定了中国水体环境各污染物的毒性中位值(表 1)[2~4, 9].在本研究中, 大凌河发现的主要污染物有重金属、PFASs和有机氯农药.
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表 1 大凌河主要污染物的毒性中位值/μg·L-1 Table 1 Median eco-toxicity concentrations of major contaminants in Daling River/μg·L-1 |
2 结果与讨论 2.1 大凌河水体中PFOS和PFOA的暴露水平
表 2是大凌河2011~2016年PFOS和PFOA浓度的统计值. PFOS和PFOA的中位值分别为0.77~3.57 ng·L-1和82.93~344 ng·L-1之间. PFOS的最大浓度为2015年的100 ng·L-1, 其余年份的最大浓度均低于20 ng·L-1. PFOA的最大浓度为2013年的1950 ng·L-1. PFOA的最高浓度值位于氟化工厂周边采样点, 而PFOS的浓度较为均匀.前期调研发现, 自2011年以来, 在该流域入驻企业的主要生产产品中包括PFBA、PFBS钾盐、C4磺酰氟(PFBSF)、PFOA及其钾盐等.与中国的其他流域相比, 大凌河的PFOS中值浓度和最大值浓度均低于小清河、太湖和黄浦江等区域[19~21].大凌河PFOA的中值浓度与小清河、黄浦江等流域相当, 高于太湖的浓度.大凌河PFOA最高浓度高于太湖和黄浦江, 低于小清河.这表明, 大凌河流域PFOS的排放得到了有效限制, 已经不是其主要污染物, 而PFOA仍然为该区域的主要排放污染物之一.
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表 2 大凌河(2011~2016年)和其他研究区域PFOS和PFOA的浓度统计/ng·L-1 Table 2 Statistics of PFOS and PFOA concentrations between 2011 and 2016 in Daling River and other regions/ng·L-1 |
因我国尚未制定PFOS和PFOA的排放浓度限值, 考虑到与英国的水环境风险进行对比, 故采用英国水环境对人体健康的潜在风险值[10]: PFOS为1 000 ng·L-1, PFOA为5 000 ng·L-1.据此标准, 大凌河在采样期间PFOS和PFOA的最高浓度均低于标准限值, 表明大凌河PFOS和PFOA的污染尚处于较低风险水平.
2.2 大凌河水体中重金属和其他污染物的暴露水平大凌河的重金属和其他污染物的浓度水平如表 3所示.大凌河地表水中8种重金属Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn、Hg、As和4种有机氯农药α-HCH、γ-HCH、p, p′-DDT、p, p′-DDE的浓度(μg·L-1)范围(中位值)分别为: ND~4(0.03)、ND~12(0.1)、ND~692(3)、ND~10(0.1)、0.2~6.5(0.5)、0.03~126(10.1)、0.002~0.4(0.02)、1.6~67.8(3.9)、ND~0.12(0.004)、ND~0.118(0.005)、ND~0.02(0.005)和ND~0.023(0.003).从整体上看, 大凌河的重金属和有机氯农药浓度处于较低水平.大凌河重金属的主要污染来源于造纸厂排污, 有机氯农药主要来源于历史上工业使用和新近林丹、三氯杀螨醇的使用[11, 12].大凌河地表水主要用于工业和部分养殖业.因此本研究采用国家地表水Ⅲ级标准(可用于饮用水源及渔业养殖)和Ⅳ级标准(主要适用于一般工业用水区及人体非直接接触的娱乐用水区)进行评价.从表 3可以看出, 水体中重金属及有机氯农药的最大浓度和中位浓度均低于Ⅳ级标准, 符合一般工业用水的标准.但Hg和As的最大浓度值(Hg: 0.4 μg·L-1, As: 67.8 μg·L-1)高于Ⅲ级限值(Hg: 0.1 μg·L-1, As: 50 μg·L-1), 因此不能作为饮用水源地和渔业养殖, 未来应对其产业结构进行调整.
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表 3 大凌河表层河水重金属和其他污染物浓度统计/μg·L-1 Table 3 Concentrations of heavy metals and other contaminants in the surface water of Daling River/μg·L-1 |
与其他相似产业结构的区域相比, 大凌河地表水环境质量状况与其他河流相当.与河北洋河水环境重金属浓度相比, 大凌河流域Zn和As的中位值高于洋河, 其余均低于洋河的浓度水平[15].与博尔塔拉河流域地表水重金属浓度相比, 大凌河流域的相关重金属浓度均低于博尔塔拉河[22].与辽宁条子河水中有机氯农药浓度水平相比, 大凌河HCHs的浓度低于辽宁条子河的平均水平(平均值为: 0.01 μg·L-1)[23].与辽河中下游地表水有机氯农药相比, 大凌河HCHs和DDTs的浓度均低于辽河中下游的平均浓度(HCHs平均值为0.013 μg·L-1, DDTs的平均值为: 0.004 μg·L-1)[24].
2.3 大凌河环境污染物的风险排序基于大凌河表层水的污染物浓度中值, 大凌河的相关污染物环境风险排序结果如图 2所示.大凌河的相对风险值范围为1.42×10-6~2.3×10-2, 环境风险指数水平由高到低的排序为: Cu>Zn>As>p, p′-DDE>p, p'-DDT>Cd>Pb>Hg>PFOA> γ-HCH>Cr>Ni>α-HCH>PFOS.重金属Cu、Zn和As是大凌河水体环境风险相对较高的污染物, 排名前三位, 相对风险值分别为: 0.023、0.008和0.001 8. Cd、Pb、Hg、Cr和Ni的环境风险指数较低, 相对风险值分别为: 3.53×10-4、3.50×10-4、8.33×10-5、3.45×10-5和2.20×10-5.在有机污染物中, 相对环境风险值较高的是p, p'-DDE、p, p'-DDT, 风险值分别为6.60×10-4和5.23×10-4, 排名第四和第五. PFOA、γ-HCH、α-HCH、PFOS的环境风险较低, 风险值分别为5.00×10-5、4.80×10-5、4.00×10-6和1.42×10-6.这表明, PFOA和PFOS在当地的风险较低, 但作为氟化工企业, 其带来的长期累积风险也不可忽视.
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图 2 大凌河地表水主要污染物的环境风险指数排序 Fig. 2 Risk ranking of major contaminants in the surface water of Daling River |
整体来看, 大凌河流域的优先控制污染物为Cu.在其他研究中, Cu也是风险最高的污染物, 体现了较为一致的风险特征[4, 9].与其他研究相比, 大凌河的最高环境风险值(2.3×10-2)低于环渤海的平均水平(3.6×10-2), 但高于英国水体的平均值(7.83×10-3). PFOA、PFOS的环境风险与环渤海的整体水平较为接近[3].
基于对大凌河PFASs多年的持续采样研究, 笔者进一步分析了2011~2016年期间的年度环境风险变迁(图 3).前期研究发现, 大凌河PFOS和PFOA主要来源于位于细河的氟化工园区, 分别占大凌河PFOS和PFOA来源的44.57%和95.44%[10].由此可以看出, 大凌河水体PFOS和PFOA的环境风险由氟化工园区主导.在2011~2016年间, 因停止PFOS生产活动, 其环境风险较为稳定, 而PFOA因生产活动和河流水量变化产生的环境风险变化较大.细河PFOS和PFOA的环境风险指数范围在5.31×10-7~5.76×10-6和6.82×10-5~3.2×10-4之间, 大凌河PFOS和PFOA的环境风险指数范围在9.26×10-7~1.32×10-6和7.74×10-6~1.59×10-4之间.
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图 3 大凌河2011~2016年PFOS与PFOA环境风险指数变迁 Fig. 3 Environmental risk ratio variation of PFOS and PFOA in Daling River from 2011 to 2016 |
河口位于河流与海洋的交汇口, 因存在河流因素和海洋因素的强弱交替作用, 营养物质丰富, 是生物量较为丰富的水体生态系统[26].河口也是人口稠密、工业活动密集的区域, 其水体环境质量, 对生物体和人体健康有重要影响[27].在研究大凌河环境优先控制污染物时, 有必要讨论河口污染物的环境风险变化情况.
大凌河河口环境污染物的主要数据来源于大凌河河口环境监测断面(2014~2016年)和前期大凌河PFASs排放研究.大凌河河口断面主要监测了Hg、Pb、Cu、Zn、As、Cd和Cr等7种重金属.因此, 对大凌河河口的环境风险指数计算中, 主要计算了这7种重金属、PFOS和PFOA, 结果如图 4所示.
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图 4 2014~2016年大凌河河口环境风险指数变迁 Fig. 4 Environmental risk ratio variation in the estuary of Daling River from 2014 to 2016 |
2014~2016年间, 大凌河河口各类污染物的环境风险指数在8.27×10-7~6.42×10-2之间.环境风险指数较高的污染物为Cu和Zn, 其中2014年度Zn的浓度暴露是最主要的环境风险来源, 风险指数为6.24×10-2, 2015年和2016年, 重金属Cu污染的浓度暴露是最主要的环境风险来源, 风险指数分别为6.42×10-2和5.57×10-2. PFOS和PFOA的环境风险指数均低于7种重金属, 数量级均低于10-4.因此, 大凌河河口的优先控制污染物也为Cu, 未来大凌河应重点治理排放重金属的包括造纸厂在内的工业企业.
3 结论(1) 阜新氟化工产业的排放是大凌河PFASs的主要来源, 该区域履行POPs公约, 停止了PFOS的生产与使用, 但有较大规模的PFOA生产与使用. 2011~2016年期间, 水体中PFOS和PFOA的中位值分别为0.77~3.57 ng·L-1和82.93~344 ng·L-1之间, 低于PFASs的相关水体标准.
(2) 大凌河地表水中8种重金属Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn、Hg、As和4种有机氯农药α-HCH、γ-HCH、p, p'-DDT、p, p'-DDE的浓度值均低于国家水体Ⅳ级标准限值, 但Hg和As的最大浓度值高于Ⅲ级限值, 不能作为饮用水源和渔业养殖用水.
(3) 大凌河的环境风险值范围为1.42×10-6~2.3×10-2, 环境风险指数水平由高到低的排序为: Cu>Zn>As>p, p'-DDE>p, p'-DDT>Cd>Pb>Hg>PFOA>γ-HCH>Cr>Ni>α-HCH>PFOS, 其优先控制污染物依次为Cu、Zn和As. PFOS和PFOA的环境风险排序较为靠后, 不是该地区的优先控制污染物, 但长期风险累积不可忽视. 2011~2016年期间, 大凌河的PFOS和PFOA的环境风险主要来自位于其支流的细河岸边的氟化工排放.
(4) 2014~2016年间, 大凌河河口各类污染物的环境风险指数在8.27×10-7~6.42×10-2之间, 优先控制污染物为Cu.因此, Cu是未来大凌河生态环境治理的优先污染物, 应重点治理包括造纸厂在内的主要工业企业的生产排放行为.
| [1] |
吕永龙, 苑晶晶, 李奇锋, 等. 陆源人类活动对近海生态系统的影响[J]. 生态学报, 2016, 36(5): 1183-1191. Lü Y L, Yuan J J, Li Q F, et al. Impacts of land-based human activities on coastal and offshore marine ecosystems[J]. Acta Ecologica Sinica, 2016, 36(5): 1183-1191. |
| [2] | Zhang M, Shi Y J, Lu Y L, et al. The relative risk and its distribution of endocrine disrupting chemicals, pharmaceuticals and personal care products to freshwater organisms in the Bohai Rim, China[J]. Science of the Total Environment, 2017, 590-591: 633-642. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.03.011 |
| [3] | Zhang Y Q, Johnson A C, Su C, et al. Which persistent organic pollutants in the rivers of the Bohai Region of China represent the greatest risk to the local ecosystem?[J]. Chemosphere, 2017, 178: 11-18. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.02.137 |
| [4] | Su C, Lu Y L, Johnson A C, et al. Which metal represents the greatest risk to freshwater ecosystem in Bohai Region of China?[J]. Ecosystem Health and Sustainability, 2017, 3(2): e01260. DOI:10.1002/ehs2.1260 |
| [5] |
卜庆伟, 王东红, 王子健. 基于风险分析的流域优先有机污染物筛查:方法构建[J]. 生态毒理学报, 2016, 11(1): 61-69. Bu Q W, Wang D H, Wang Z J. A risk-based screening approach for priority organic contaminants at the watershed scale:Method development[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(1): 61-69. |
| [6] |
刘臣辉, 付玲玲, 申雨桐, 等. 欧盟水框架指令优先污染物筛选方法的应用[J]. 环境工程, 2015, 33(10): 126-129. Liu C H, Fu L L, Shen Y T, et al. The application of a prioritization exercise for the European water framework directive[J]. Environmental Engineering, 2015, 33(10): 126-129. |
| [7] | 杨彦, 李定龙, 赵洁, 等.基于健康风险的区域水环境优先控制污染物筛选方法[P].中国专利: CN102867116A, 2013-01-09. |
| [8] | Donnachie R L, Johnson A C, Moeckel C, et al. Using risk-ranking of metals to identify which poses the greatest threat to freshwater organisms in the UK[J]. Environmental Pollution, 2014, 194: 17-23. DOI:10.1016/j.envpol.2014.07.008 |
| [9] | Johnson A C, Jürgens M D, Su C, et al. Which commonly monitored chemical contaminant in the Bohai region and the Yangtze and Pearl rivers of China poses the greatest threat to aquatic wildlife?[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2018, 37(4): 1115-1121. DOI:10.1002/etc.4042 |
| [10] | Li Q F, Wang T Y, Zhu Z Y, et al. Using hydrodynamic model to predict PFOS and PFOA transport in the Daling River and its tributary, a heavily polluted river into the Bohai Sea, China[J]. Chemosphere, 2017, 167: 344-352. DOI:10.1016/j.chemosphere.2016.09.119 |
| [11] |
王荦, 刘宪杰, 郭建国, 等. 辽宁省大凌河口水体中有机氯农药的污染特征[J]. 海洋环境科学, 2013, 32(3): 410-413. Wang L, Liu X J, Guo J G, et al. Pollution characteristics of organochlorine pesticides in surface water from Dalinghe river estuary, Liaoning Province[J]. Marine Environmental Science, 2013, 32(3): 410-413. |
| [12] |
王荦, 孙野青, 贾宏亮, 等. 辽宁省大凌河口沉积物重金属污染及生态风险评价[J]. 海洋环境科学, 2013, 32(1): 28-32. Wang L, Sun Y Q, Jia H L, et al. Pollution and potential ecological risk evaluation of heavy metals in surface sediment from Daling River Estuary, Liaoning Province[J]. Marine Environmental Science, 2013, 32(1): 28-32. |
| [13] | Zhu Z Y, Wang T Y, Meng J, et al. Perfluoroalkyl substances in the Daling River with concentrated fluorine industries in China:seasonal variation, mass flow, and risk assessment[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22(13): 10009-10018. DOI:10.1007/s11356-015-4189-0 |
| [14] | 王佩.环渤海地区全氟烷基酸排放与迁移的生态学过程研究[D].北京: 中国科学院研究生院, 2015. |
| [15] |
谭冰, 王铁宇, 朱朝云, 等. 洋河流域万全段重金属污染风险及控制对策[J]. 环境科学, 2014, 35(2): 719-726. Tan B, Wang T Y, Zhu Z Y, et al. Risk assessment and countermeasures of heavy metals pollution in Wanquan segment of Yanghe River[J]. Environmental Science, 2014, 35(2): 719-726. |
| [16] | Meng J, Wang T Y, Wang P, et al. Perfluoroalkyl substances in daling river adjacent to fluorine industrial parks:Implication from industrial emission[J]. Bulletin of environmental contamination and toxicology, 2015, 94(1): 34-40. DOI:10.1007/s00128-014-1419-y |
| [17] | 阜新市环境监测公报[EB/OL]. http://hbj.fuxin.gov.cn/hbj/zwgk/ztbd/jcbg/list.html. |
| [18] | Donnachie R L, Johnson A C, Sumpter J P. A rational approach to selecting and ranking some pharmaceuticals of concern for the aquatic environment and their relative importance compared with other chemicals[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2016, 35(4): 1021-1027. DOI:10.1002/etc.3165 |
| [19] | Wang P, Lu Y L, Wang T Y, et al. Shifts in production of perfluoroalkyl acids affect emissions and concentrations in the environment of the Xiaoqing River Basin, China[J]. Journal of Hazardous Materials, 2016, 307: 55-63. DOI:10.1016/j.jhazmat.2015.12.059 |
| [20] | Ma X X, Shan G Q, Chen M, et al. Riverine inputs and source tracing of perfluoroalkyl substances (PFASs) in Taihu Lake, China[J]. Science of The Total Environment, 2018, 612: 18-25. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.08.235 |
| [21] | Sun Z Y, Zhang C J, Yan H, et al. Spatiotemporal distribution and potential sources of perfluoroalkyl acids in Huangpu River, Shanghai, China[J]. Chemosphere, 2017, 174: 127-135. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.01.122 |
| [22] |
张兆永, 吉力力·阿不都外力, 姜逢清. 博尔塔拉河河水、表层底泥及河岸土壤重金属的污染和潜在危害评价[J]. 环境科学, 2015, 36(7): 2422-2429. Zhang Z Y, Jilili Abuduwaili, Jiang F Q. Pollution and potential ecology risk evaluation of heavy metals in river water, top sediments on bed and soils along banks of Bortala River, Northwest China[J]. Environmental Science, 2015, 36(7): 2422-2429. |
| [23] |
苏禹龙, 徐晓萌, 郭志勇, 等. 条子河中多环芳烃和有机氯农药的时空分布及来源解析[J]. 吉林大学学报(理学版), 2014, 52(3): 611-622. Su Y L, Xu X M, Guo Z Y, et al. Temporospatial distribution and source identification of polycyclic aromatic hydrocarbons and organochlorine pesticides in Tiaozi River[J]. Journal of Jilin University (Science Edition), 2014, 52(3): 611-622. |
| [24] |
张秀芳, 董晓丽. 辽河中下游水体中有机氯农药的残留调查[J]. 大连轻工业学院学报, 2002, 21(2): 102-104. Zhang X F, Dong X L. Organic chlorinated pesticides in middle and lower reaches of Liaohe[J]. Journal of Dalian Institute of Light Industry, 2002, 21(2): 102-104. DOI:10.3969/j.issn.1674-1404.2002.02.007 |
| [25] |
徐美娟, 鲍波, 陈春燕, 等. 宁波市地表水重金属污染现状和健康风险评价[J]. 环境科学, 2018, 39(2): 729-737. Xu M J, Bao B, Chen C Y, et al. Assessment of heavy metal pollution and human health risk of surface waters in the city of Ningbo, China[J]. Environmental Science, 2018, 39(2): 729-737. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2018.02.038 |
| [26] |
牛明香, 王俊. 河口生态系统健康评价研究进展[J]. 生态学杂志, 2014, 33(7): 1977-1982. Niu M X, Wang J. Review on estuary ecosystem health assessment[J]. Chinese Journal of Ecology, 2014, 33(7): 1977-1982. |
| [27] |
刘静, 刘录三, 郑丙辉. 入海河口区水环境管理问题与对策[J]. 环境科学研究, 2017, 30(5): 645-653. Liu J, Liu L S, Zheng B H. Problems and countermeasures of water environmental management in estuaries[J]. Research of Environmental Sciences, 2017, 30(5): 645-653. |