2023, Vol. 44
2. 中国地质大学(武汉)环境学院, 武汉 430074;
3. 联合国教科文组织国际岩溶研究中心, 广西平果喀斯特生态系统国家野外科学观测研究站, 平果 531499;
4. 中国地质大学(武汉)生物地质与环境地质国家重点实验室, 武汉 430074
, XING Xin-li2 , CHENG Cheng2 , LIU Wei-jie2 , ZHANG Biao1,3 , KONG Xiang-sheng1,3 , LI Miao2 , YU Hai-kuo2 , LUO Wei-qun1,3
, QI Shi-hua2,4
2. School of Environmental Studies, China University of Geosciences, Wuhan 430074, China;
3. Pingguo Karst Ecosystem National Observation and Research Station, IRCK by UNESCO, Pingguo 531499, China;
4. State Key Laboratory of Biogeology and Environmental Geology, China University of Geosciences, Wuhan 430074, China
有机氯农药(organochlorine pesticides, OCPs)是一类典型的持久有机污染物(persistent organic pollutants, POPs), 20世纪50年代开始被广泛用于防治病虫害, 但长期暴露在OCPs环境中可导致癌症、过敏、神经、生殖和免疫功能障碍[1].由于其化学性质较稳定、难降解且残留时间长, 可通过各种环境介质在全球范围进行长距离迁移[2]; 因其亲脂性, OCPs可通过食物链在生物体内富集和放大, 对生态环境和人类健康造成影响[3].虽然自20世纪80年代以来, 我国已陆续禁止了各类OCPs在农药方面的使用, OCPs污染程度显著减少, 但近年来, 在大气、水体、土壤和沉积物等环境中仍然检出OCPs[4~7].
由于OCPs的疏水性, 水体的OCPs大多附着在悬浮颗粒物上, 继而沉降富集到沉积物中[8].由于干湿季节交替, 沉积物上覆水体深度发生变化, 甚至出现沉积物暴露浸没周期性变化现象[9], 受污染的沉积物成为水体及大气中OCPs的二次污染源, 影响OCPs在环境中的归趋.
会仙湿地是中国最大的岩溶湿地系统之一, 同时具有岩溶系统和湿地系统两个特征, 对桂林起着极为重要的生态缓冲作用[10].近几十年来, 自然因素和人为活动使得会仙岩溶湿地的生态环境面临严峻的挑战, 湿地面积减小、生物多样性降低和水质情况恶化等生态环境问题逐渐增多[11].会仙岩溶湿地地区以农业为主, 历史时期农药的使用长期影响该地区各种环境介质中OCPs含量.目前, 相关研究对桂林会仙湿地的水体和沉积物中典型抗生素含量[11]、水体中的有机磷农药[12]和地下水中主要离子[13]等进行了研究, 但有机氯农药的使用残留与在水-沉积物系统的迁移转化与二次污染问题需要关注.
本研究以会仙湿地枯水期和丰水期两个典型水-沉积物物质转换明显时期, 开展水体和沉积物中OCPs含量分布、组成特征与来源解析, 并进行风险评价, 以期为研究区OCPs污染评价和防控管理提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 样品采集于2019年12月(枯水期)和2020年8月(丰水期)在桂林会仙湿地的核心区域——古桂柳运河和会仙喀斯特湿地公园周边进行水体与沉积物采样.根据水文特征, 枯水期选取了29个采样点(K1~K29)分别采集水样(W1-1~W1-29)和对应的表层沉积物(DN1-1~DN1-29), 丰水期选取了28个采样点(F1~F28)采集了水样(W2-1~W2-28)和对应的表层沉积物样(DN2-1~DN2-28), 同时采集了周边5个农用井水样(FJ1~FJ5), 采样点位如图 1.采集水样时, 每个采样点选取3个不同位置进行采集, 除去树叶和树枝等杂质后现场立即等份混合均匀, 取2 L水样装于琥珀色玻璃瓶中; 采集沉积物样品时, 每个采样点的样品是由不锈钢抓斗采样器采集的3份样品(0~5 cm)均匀混合得到的样品(约1 kg), 样品采集完后用铝箔包裹并储存在干净的聚乙烯密实袋中.
|
图 1 采样点分布示意 Fig. 1 Distribution of sampling sites |
仪器为配有63Ni-ECD检测器的气相色谱仪(GC-ECD, 美国Agilent公司), 色谱柱采用DB-5石英毛细管柱(30 m×250 μm×0.5 μm); 旋转蒸发仪型号为德国Heidolph RE-52.OCPs回收率指示物四氯间二甲苯(TCmX)和十氯联苯(PCB209)、内标物五氯硝基苯(PCNB)以及24种OCPs标准样品购自美国AccuStandard公司; 实验所需的正己烷、丙酮和二氯甲烷等均为色谱纯级, 购自美国ThermoFisher Scientific公司; 柱层析硅胶(100~200目)购自青岛海洋化工有限公司, 中性氧化铝(100~200目)和无水硫酸钠购自国药集团.
1.3 样品前处理用量筒量取1 L水样于分液漏斗中, 加入20 ng回收率指示物, 再加入40 mL二氯甲烷进行液液萃取, 采用旋转蒸发仪将萃取液浓缩至5 mL, 加入5 mL正己烷继续浓缩至2 mL.沉积物室内风干, 挑出石子和贝壳等杂物后称量5.0 g, 加入一定量无水硫酸钠(使用前用马弗炉450℃烧4 h)后用滤纸(二氯甲烷抽滤48 h)包好, 加入20 ng回收率指示物, 用150 mL二氯甲烷做溶剂, 加入铜片, 于45℃水浴锅中索氏抽提24 h, 与水样相同步骤进行蒸发浓缩与溶剂置换.浓缩液经层析柱(氧化铝和硅胶体积比为1∶2)将待测组分分离, 并用混合液(二氯甲烷和正己烷体积比为2∶3)淋洗柱体, 淋滤液再浓缩至0.5 mL, 最后转移至2 mL细胞瓶中, 用柔和氮气吹至0.2 mL, 加入20 ng内标物冷冻保存至上机分析.
1.4 质量保证与质量控制(QA/QC)所有的样品分析实行严格的质量保证和质量控制.萃取中加入回收率指示物(TCmX和PCB209), 回收率范围为80%~101%.根据3倍信噪比计算检测限(MDL), 水和沉积物样品的方法检测限(以干重计)分别为10~20 pg·L-1和1~20 pg·g-1.每16个样品中添加一个平行样和一个空白样, 平行样分析中OCPs的相对标准偏差均小于20%, 空白样待测组分均未检出.最终结果均经过回收率校正.
1.5 健康风险评价基于蒙特卡洛模拟进行人体健康风险评价, 量化了周边人群暴露于水体OCPs的非致癌风险和致癌风险.定量健康风险评价中存在着固有的不确定性[14], 蒙特卡洛模拟能在一定程度上可以减少这种不确定性, 采用Oracle Crystal Ball进行蒙特卡洛模拟, Origin 2021b进行绘图.危害商(hazard quotient, HQ)和终身致癌风险(incremental lifetime cancer risk, ILCR)用于评估水体中OCPs的非致癌风险和致癌风险[15].通过饮水途径和皮肤接触途径计算暴露剂量[16, 17].
|
(1) |
|
(2) |
式中, cw为水体中OCPs的浓度(mg·L-1); IR为每日饮用水摄入量(L·d-1); EF为暴露频率(d·a-1); ED为暴露持续时间(a); BW为个人体重(kg); AT为致癌/非致癌效应平均时间(d); SA为皮肤与水接触的表面积(cm2); k为OCPs在皮肤中的渗透系数(cm·h-1); ET为每天暴露时间(h·d-1); CF为单位转换因子(L·cm-3); ADDing为经饮用水途径的暴露剂量[mg·(kg·d)-1], ADDder为经皮肤接触水体途径的暴露剂量[mg·(kg·d)-1].相关参数来源于美国EPA标准和文献[18~20], 其中多个变量是根据它们的分布函数随机选择的(模拟50 000次), 有关联的变量会进行相关性定义, 变量最后会进行灵敏度分析, 来量化输入参数统计中的不确定性的影响, 并识别最敏感的参数(表 1).
|
(3) |
|
(4) |
|
(5) |
|
(6) |
式中, HQi为两种途径的危害商; RfD为参考剂量; HI为非致癌风险指数; ILCRi为两种途径的终身致癌风险; SF为癌症系数; ILCRs为总终身致癌风险.
2 结果与讨论 2.1 会仙湿地OCPs污染特征将24种OCPs分为7类：HCHs(α-、β-、γ-、δ-HCH之和); DDTs(o, p′-DDT、p, p′-DDT、o, p′-DDD、p, p′-DDD、o, p′-DDE、p, p′-DDE之和); DRINs(艾氏剂、狄氏剂、异狄氏剂、异狄氏剂醛、异狄氏剂酮之和); CHLs(顺式氯丹、反式氯丹、七氯、环氧七氯之和); SULPHs(α-硫丹、β-硫丹、硫丹硫酸盐之和); HCB(六氯苯)和MXC(甲氧滴滴涕), 讨论其残留水平与组成特征.
2.1.1 水体中OCPs的浓度及组成特征研究区水体24种OCPs检出率均为100%, 枯水期水体中ρ(OCPs)范围为4.33~47.30 ng·L-1, 平均值为(12.20±9.53) ng·L-1[图 2(a)], 其中OCPs检出浓度较高的点位为W1-10、W1-17、W1-18和W1-20. W1-10和W1-18点位周边为稻田, 农田排水输入导致OCPs浓度较高.丰水期水体中ρ(OCPs)范围为3.17~92.50 ng·L-1, 平均值为(21.15±27.78) ng·L-1, 较枯水期有所增长[图 2(b)].虽然丰水期雨水的稀释效应会降低水中OCPs的浓度, 但雨季作为农作物的生长期, 农药施加量增加[21], 降雨可使土壤中的OCPs通过地表径流进入水体, 岩溶湿地土壤易流失的特性协同促进了OCPs输入水体, 同时丰水期渔业活动更加频繁, OCPs可能来源于使用了含DDTs船用防污漆的渔业船[22], 导致了丰水期水体ρ(OCPs)高于枯水期, 这与Yuan等[23]和叶凯等[24]的研究结果一致.W2-2和W2-26点位可能受丰水期降雨增多影响, 大气沉降、沉积物再悬浮以及土壤侵蚀输入的OCPs增多[25, 26]. ρ(OCPs)在农家井水中[(10.58±4.82) ng·L-1]远低于地表水[(21.15±23.78) ng·L-1], 说明虽然岩溶作用会使地表污染物容易迁移至地下水, 但OCPs具有亲脂疏水性[27], 其迁移受地表土壤吸附作用控制, 向下迁移能力不强, 表层土壤具有OCPs过滤净化作用.
|
图 2 研究区水体中OCPs浓度分布 Fig. 2 Distribution of OCPs concentration in the water of the study area |
由于不同研究中OCPs检测组分有差异, 本文选取检出频率高的HCHs和DDTs进行区域对比[5, 6, 28~33].桂林会仙湿地水体中HCHs浓度与南京固城湖以及巴基斯坦Chenab河处于同一数量级, 高于白洋淀、洪湖、洞庭湖和意大利的Volturno河, 低于巢湖、太湖和广州南沙红树林湿地.水体中的DDTs浓度与巴基斯坦Chenab河处于同一数量级, 高于白洋淀、洪湖、洞庭湖和意大利Volturno河, 低于巢湖、太湖、南京固城湖、长江流域和广州南沙红树林湿地.有机氯农药浓度在不同区域水体中存在差异, 可能与区域工农业水平差异相一致.
研究区水体中OCPs的组成特征如图 3所示.由图 3(a)可知枯水期水体中OCPs主要为HCHs[(39.70±13.31)%, 质量分数, 下同]; 丰水期水体中主要为HCHs[(29.29±11.19)%].从各OCPs单体枯水期和丰水期质量分数可以看出HCHs中β-HCHs占比高于其他3种同分异构体[图 3(b)], 这是由于β-HCHs相较于其他异构体, 具有高熔沸点、低饱和蒸气压和高生物富集性等特性, 在环境中不易被微生物降解[34].丰水期水体DDTs占比升高, 仅p, p′-DDD占比略微下降, 但浓度仍呈升高势态, 推测是丰水期雨量增多导致地表径流增大, 地表径流携土壤中的DDTs进入水体中, 此外, 入湖地表径流增加也会导致沉积物再悬浮释放DDTs[26, 35].丰水期水体p, p′-DDT浓度显著升高, 质量分数由枯水期的(15.95±16.14)%升至(39.36±18.54)%, 表明在丰水期大量p, p′-DDT输入水体中.有研究表明工业DDTs中p, p′-DDT质量分数较高, 达到65%~80%, 且p, p′-DDT在环境中不易降解[36], 使得土壤或沉积物中的p, p′-DDT残留量较高, 丰水期水体中高浓度的p, p′-DDT可能为工业DDTs随地表径流输入水体导致.枯水期和丰水期水体中HCB占比均较高, 可能是历史残留导致.
|
1. α-HCH, 2. β-HCH, 3. γ-HCH, 4. δ-HCH, 5. o, p′-DDE, 6. p, p′-DDE, 7. o, p′-DDD, 8. p, p′-DDD, 9. o, p′-DDT, 10. p, p′-DDT, 11. α-硫丹, 12. β-硫丹, 13. 硫丹硫酸盐, 14. 顺式氯丹, 15. 反式氯丹, 16. 七氯, 17. 环氧七氯18. 艾氏剂, 19. 狄氏剂, 20. 异狄氏剂, 21. 异狄氏剂醛, 22. 异狄氏剂酮, 23. 六氯苯, 24. 甲氧滴滴涕 图 3 研究区水体中OCPs组成特征 Fig. 3 Composition characteristics of OCPs in the water of study area |
研究区表层沉积物中24种OCPs的检出率均为100%, 枯水期和丰水期OCPs含量分布如图 4.由图 4(a)可知, 枯水期表层沉积物中ω(OCPs)范围(以干重计, 下同)为2.99~219.52 ng·g-1, 平均值为(39.25±51.33) ng·g-1.DN1-1和DN1-4中OCPs含量较高, 其中HCB和CHLs是主要组成物质.在工业上, HCB可被用作一种溶剂, 在合成橡胶、聚氯乙烯(PVC)塑料、烟火、军火、木材防腐剂和染料时也被用作制造中间体或者添加剂[37], 说明DN1-1的OCPs输入可能为周边的工业生产排放的废物.丰水期表层沉积物中ω(OCPs)范围为1.12~56.16 ng·g-1, 平均值为(10.80±10.96) ng·g-1, 其中DN2-17点位OCPs含量最高.丰水期表层沉积物中OCPs含量低于枯水期, 表明雨季高温和充沛的降雨可能导致沉积物中的OCPs因挥发和再悬浮释放至水体中[38].
|
图 4 研究区表层沉积物中OCPs含量分布 Fig. 4 Distribution of OCPs concentration in the surface sediments of the study area |
研究区枯水期和丰水期表层沉积物中OCPs的组成特征如图 5所示.由图 5(a)可知枯水期表层沉积物OCPs中质量分数较高的组分为DDTs[(25.92±9.61)%]、HCHs[(22.16±12.93)%]和CHLs[(21.13±10.03)%], 丰水期表层沉积物中质量分数排名前3的组分与枯水期相同, 分别为DDTs[(35.47±15.84)%]、HCHs[(30.87±14.58)%]和CHLs[(12.41±8.71)%].虽然丰水期DDTs和HCHs占比有所升高, 但是整体含量由于挥发和再悬浮作用均较枯水期有所降低.图 5(b)展现了各OCPs单体枯水期和丰水期的含量占比, 表层沉积物中HCHs主要以δ-HCH为主, 这与在水体中以β-HCH为主不同, 虽然工业HCHs中δ-HCH含量较低(6%~10%), 但是δ-HCH在所有HCHs同分异构体中半衰期最长, 在环境中难降解, 因此环境中残留量较高[39].
|
1. α-HCH, 2. β-HCH, 3. γ-HCH, 4. δ-HCH, 5. o, p′-DDE, 6. p, p′-DDE, 7. o, p′-DDD, 8. p, p′-DDD, 9. o, p′-DDT, 10. p, p′-DDT, 11. α-硫丹, 12. β-硫丹, 13. 硫丹硫酸盐, 14. 顺式氯丹, 15. 反式氯丹, 16. 七氯, 17. 环氧七氯18. 艾氏剂, 19. 狄氏剂, 20. 异狄氏剂, 21. 异狄氏剂醛, 22. 异狄氏剂酮, 23. 六氯苯, 24. 甲氧滴滴涕 图 5 研究区表层沉积物中OCPs的组成特征 Fig. 5 Composition characteristics of OCPs in the surface sediments of study area |
α-HCH/γ-HCH可用于指示环境中HCHs的主要来源[40], 一般认为该比值小于3时表示有林丹输入, 比值为3~7时表示有工业HCHs输入, 比值大于7时表示可能是HCHs长距离传输的结果. β-HCH/(α-HCH+γ-HCH)大于0.5时, 表示HCHs为长时间降解残留, 小于0.5是则表示可能有新的HCHs输入.
水体和沉积物的α-HCH/γ-HCH和β-HCH/(α-HCH+γ-HCH)见图 6(a).可以看出水体中枯水期和丰水期95%的点位α-HCH/γ-HCH小于3, 表明研究区水体有林丹输入.有95%的点位β-HCH/(α-HCH+γ-HCH)大于0.5, 说明研究区水体中HCHs主要来源于历史残留.沉积物中枯水期表层沉积物中α-HCH/γ-HCH的均值为1.21, 表明研究区枯水期表层沉积物中HCHs主要来源于林丹的使用.丰水期表层沉积物中α-HCH/γ-HCH的均值为3.94, 比值差异较明显, 这可能受丰水期温度、大气湿沉降以及水动力条件等影响, 说明研究区丰水期表层沉积物中HCHs的来源为混合来源.仅有两个点β-HCH/(α-HCH+γ-HCH)小于0.5, 指示研究区表层沉积物中HCHs主要来源为历史残留.
|
图 6 HCH和DDT特征比值 Fig. 6 Isomer ratio of HCH and DDT |
环境中的DDTs主要来自工业DDTs和三氯杀螨醇[41, 42], 三氯杀螨醇与DDTs结构相似但其中单体组成有差异, 工业DDTs中o, p′-DDT/p, p′-DDT为0.2~0.3, 三氯杀螨醇中该比值为1.3~9.3, 因此可用o, p′-DDT/p, p′-DDT判断DDTs的主要来源[43]; 也可用(DDE+DDD)/DDT来间接指示DDTs来源, 该比值大于0.5时表示来源为历史残留, 该比值小于0.5时表示有新的农药污染输入[36].
水体和沉积物的o, p′-DDT/p, p′-DDT和(DDE+DDD)/DDT见图 6(b).可以看出枯水期水体中90%的点位o, p′-DDT/p, p′-DDT都大于0.3, 表明枯水期研究区DDTs可能主要来源于三氯杀螨醇输入, 丰水期水体o, p′-DDT/p, p′-DDT全部小于1.3, 说明丰水期可能有大量p, p′-DDT输入, 即有工业DDT输入, 来源可能为工业DDTs和三氯杀螨醇的混合源.枯水期和丰水期水体和沉积物均有91%的点位(DDE+DDD)/DDT大于0.5, 说明研究区DDT来源于环境中降解残留.枯水期和丰水期大多数点位沉积物中o, p′-DDT/p, p′-DDT同样大于0.3, 表明研究区沉积物中DDTs来源为工业DDTs和三氯杀螨醇的混合使用, 枯水期和丰水期沉积物(DDE+DDD)/DDT值的结果显示研究区DDTs来源主要为历史残留.
2.3 会仙湿地水体OCPs人体健康风险评价桂林会仙湿地内地表水环境功能区划属于生态环境重点保护区, 水质目标为Ⅲ类[44].根据《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)[45], Ⅲ类地表水体中HCHs的标准限值为2 000 ng·L-1, DDTs的标准限值为1 000 ng·L-1, HCB的标准限值为0.05 mg·L-1.会仙湿地水体中的HCHs、DDTs和HCB浓度都远小于标准限值, 但研究区多种OCPs的复合风险仍值得探讨.
采用蒙特卡洛模拟进行概率风险评估, 结果表明经饮水途径的暴露量大于经皮肤接触途径的暴露量.枯水期和丰水期水体HI和ILCRs累积概率分布如图 7所示, 枯水期儿童和成人的HI的平均值分别为1.430×10-2和8.993×10-3, 95%HI分别为2.934×10-2和1.870×10-2, 均低于USEPA推荐的基准值1, 表明会仙湿地周边不存在与OCPs相关的非致癌风险, 儿童的非致癌风险指数高于成人.USEPA规定当ILCRs < 1×10-6, 基本不存在致癌风险; 1×10-6 < ILCRs < 1×10-4, 致癌风险存在但可接受; ILCRs>1×10-4, 致癌风险不可接受[19].枯水期儿童和成人的ILCRs的平均值分别为6.244×10-7和2.098×10-6, 儿童基本不存在致癌风险, 成人存在致癌风险但可接受; 95%ILCRs分别为1.356×10-6和4.496×10-6, 均存在致癌风险但属于可接受水平, 成人的致癌风险指数高于儿童.儿童和成人的致癌风险为1×10-6分别对应82.8%ILCRs和25.8%ILCRs, 表明研究区枯水期约有17.2%的儿童和74.2%的成人的存在致癌风险但处于可接受水平, 其他基本不存在致癌风险.丰水期儿童和成人的HI的平均值分别为1.429×10-2和8.972×10-3, 95%HI分别为2.921×10-2和1.857×10-2, 均低于USEPA推荐的基准值1.枯水期儿童和成人的ILCRs的平均值分别为6.246×10-7和2.091×10-6, 95%ILCRs分别为1.349×10-6和4.483×10-6, 致癌风险特征与枯水期一致, 儿童和成人的致癌风险为1×10-6分别对应82.6%ILCRs和25.5%ILCRs, 表明研究区丰水期约有17.4%的儿童和74.5%的成人存在致癌风险但处于可接受水平, 其他均处于可忽略水平.
|
图 7 水体HI和ILCRs累积概率分布 Fig. 7 Distribution diagram of HI and ILCRs in water |
总体来看会仙湿地OCPs残留水平不足以对人体造成非致癌风险, 对人体的致癌风险整体较低, 局部水体中OCPs对人体具有一定的致癌风险, 但属于低风险水平.儿童的非致癌风险指数高于成人, 这可能是由于儿童频繁的手-口接触活动, 无意中摄入或接触的风险可能更高; 成人的致癌风险指数高于儿童, 这可能基于成人更高的暴露时长.
3 结论(1) 会仙湿地水体和沉积物中24种OCPs均有检出, 枯水期水体中ρ(OCPs)范围为4.33~47.30 ng·L-1, 丰水期水体中ρ(OCPs)范围为3.17~92.50 ng·L-1, 丰水期水体中OCPs浓度高于枯水期; 枯水期沉积物中ω(OCPs)范围为2.99~219.52 ng·g-1, 丰水期沉积物中ω(OCPs)范围为1.16~56.16 ng·g-1, 枯水期沉积物中OCPs质量分数高于丰水期.从OCPs组成上来看, HCHs和DDTs为研究区水体和沉积物的主要污染物.
(2) 研究区水体和沉积物中OCPs的来源解析结果表明, 研究区的OCPs的主要来源为历史残留, HCHs特征比值显示部分点位可能有林丹的输入, DDTs干湿季特征比值变化显示丰水期可能有工业DDTs输入.
(3) 研究区水体人体健康风险评价结果显示, 水体中OCPs对成人和儿童非致癌风险处于可忽略水平, 致癌风险较低, 处于可接受水平, 需要控制饮用水来源的暴露量以降低健康风险.
| [1] | Tolosa I, Bayona J M, Albaiges J. Spatial and temporal distribution, fluxes, and budgets of organochlorinated compounds in Northwest Mediterranean sediments[J]. Environmental Science & Technology, 1995, 29(10): 2519-2527. |
| [2] | Kang Y R, Zhang R J, Yu K F, et al. First report of organochlorine pesticides (OCPs) in coral tissues and the surrounding air-seawater system from the South China Sea: distribution, source, and environmental fate[J]. Chemosphere, 2022, 286. DOI:10.1016/j.chemosphere.2021.131711 |
| [3] | Huang H F, Liu H F, Xiong S, et al. Rapid transport of organochlorine pesticides (OCPs) in multimedia environment from karst area[J]. Science of the Total Environment, 2021, 775. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.145698 |
| [4] | Wang S S, Wang Q, Yuan Z J, et al. Organochlorine pesticides in riparian soils and sediments of the middle reach of the Huaihe River: a traditional agricultural area in China[J]. Chemosphere, 2022, 296. DOI:10.1016/j.chemosphere.2022.134020 |
| [5] |
段哲珊, 刘府延, 沈翔, 等. 白洋淀水体中有机氯农药的残留特征及其健康风险评估[J]. 安全与环境工程, 2021, 28(5): 161-175. Duan Z S, Liu F Y, Shen X, et al. Residual characteristics and health risk assessment of organochlorine pesticides in Baiyangdian water environment[J]. Safety and Environmental Engineering, 2021, 28(5): 161-175. |
| [6] |
阚可聪, 谷孝鸿, 李红敏, 等. 固城湖及出入湖河道表层水体、沉积物和鱼体中有机氯农药分布及风险评估[J]. 环境科学, 2020, 41(3): 1346-1356. Kan K C, Gu X H, Li H M, et al. Distribution and risk assessment of OCPs in surface water, sediments, and fish from Lake Gucheng and inflow and outflow rivers[J]. Environmental Science, 2020, 41(3): 1346-1356. DOI:10.13227/j.hjkx.201909043 |
| [7] |
梁延鹏, 符鑫, 曾鸿鹄, 等. 青狮潭库区沉积物/稻田土壤中有机氯农药残留与释放规律[J]. 农业环境科学学报, 2019, 38(6): 1330-1338. Liang Y P, Fu X, Zeng H H, et al. The residue and release pattern of organochlorine pesticides in sediments and paddy soils in the Qingshitan reservoir region in Guilin, China[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2019, 38(6): 1330-1338. |
| [8] | Gong X H, Xiao L P, Zhao Z H, et al. Spatial variation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in surface sediments from rivers in hilly regions of Southern China in the wet and dry seasons[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018, 156: 322-329. DOI:10.1016/j.ecoenv.2018.03.004 |
| [9] | Zhang Y C, Qu C K, Qi S H, et al. Spatial-temporal variations and transport process of polycyclic aromatic hydrocarbons in Poyang Lake: implication for dry-wet cycle impacts[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2021, 226. DOI:10.1016/j.gexplo.2021.106738 |
| [10] | 吴应科, 莫源富, 邹胜章. 桂林会仙岩溶湿地的生态问题及其保护对策[J]. 中国岩溶, 2006, 25(1): 85-88. DOI:10.3969/j.issn.1001-4810.2006.01.016 |
| [11] |
彭聪, 巴俊杰, 胡芬, 等. 广西会仙岩溶湿地典型抗生素污染特征及生态风险评估[J]. 环境科学学报, 2019, 39(7): 2207-2217. Peng C, Ba J J, Hu F, et al. Typical antibiotic pollution characteristics and ecological risk assessment of Huixian Karst wetland in Guangxi, China[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2019, 39(7): 2207-2217. |
| [12] |
张健威, 曾莎莎, 梁延鹏, 等. 会仙湿地水体有机磷农药污染特征及生态风险[J]. 农业环境科学学报, 2021, 40(9): 1990-1997. Zhang J W, Zeng S S, Liang Y P, et al. Pollution characteristics and ecological risk assessment of organophosphorus pesticides in Huixian wetland water[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2021, 40(9): 1990-1997. |
| [13] |
李军, 邹胜章, 赵一, 等. 会仙岩溶湿地地下水主要离子特征及成因分析[J]. 环境科学, 2021, 42(4): 1750-1760. Li J, Zou S Z, Zhao Y, et al. Major ionic characteristics and factors of karst groundwater at Huixian Karst Wetland, China[J]. Environmental Science, 2021, 42(4): 1750-1760. |
| [14] | Wu B, Zhang Y, Zhang X X, et al. Health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in the source water and drinking water of China: quantitative analysis based on published monitoring data[J]. Science of the Total Environment, 2011, 410-411: 112-118. DOI:10.1016/j.scitotenv.2011.09.046 |
| [15] | Means B. Risk-assessment guidance for Superfund. Volume 1. Human health evaluation manual. Part A. Interim report (Final)[R]. Washington: Environmental Protection Agency, 1989. |
| [16] |
黄家浩, 吴玮, 黄天寅, 等. 骆马湖表层水和沉积物中全氟化合物赋存特征、来源及健康风险评估[J]. 环境科学, 2022, 43(7): 3562-3574. Huang J H, Wu W, Huang T Y, et al. Characteristics, sources, and risk assessment of polyfluoroalkyl substances in surface water and sediment of Luoma Lake[J]. Environmental Science, 2022, 43(7): 3562-3574. |
| [17] |
弥启欣, 国晓春, 卢少勇, 等. 千岛湖水体中邻苯二甲酸酯(PAEs)的分布特征及健康风险评价[J]. 环境科学, 2022, 43(4): 1966-1975. Mi Q X, Guo X C, Lu S Y, et al. Distribution characteristics and ecological and health risk assessment of phthalic acid esters in surface water of Qiandao Lake, China[J]. Environmental Science, 2022, 43(4): 1966-1975. |
| [18] | Wang R Q, Qu C K, Li M, et al. Health risks of exposure to soil-borne dichlorodiphenyltrichloroethanes (DDTs): a preliminary probabilistic assessment and spatial visualization[J]. Science of the Total Environment, 2021, 772. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.144949 |
| [19] | US EPA. Office of Health, Environmental Assessment. Exposure Assessment Group. Exposure factors handbook[M]. Office of Health and Environmental Assessment, US EPA, 1989. |
| [20] | 贾方建. 基于蒙特卡罗模拟的岩溶地下水健康风险评价[J]. 现代盐化工, 2021, 48(4): 89-92. |
| [21] | Baqar M, Sadef Y, Ahmad S R, et al. Organochlorine pesticides across the tributaries of River Ravi, Pakistan: human health risk assessment through dermal exposure, ecological risks, source fingerprints and spatio-temporal distribution[J]. Science of the Total Environment, 2018, 618: 291-305. |
| [22] | Zhi H, Zhao Z H, Zhang L. The fate of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and organochlorine pesticides (OCPs) in water from Poyang Lake, the largest freshwater lake in China[J]. Chemosphere, 2015, 119: 1134-1140. |
| [23] | Yuan L X, Qi S H, Wu X G, et al. Spatial and temporal variations of organochlorine pesticides (OCPs) in water and sediments from Honghu Lake, China[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2013, 132: 181-187. |
| [24] |
叶凯, 孙玉川, 贾亚男, 等. 岩溶地下水水体中有机氯农药和多氯联苯的残留特征及健康风险评价[J]. 环境科学, 2020, 41(12): 5448-5457. Ye K, Sun Y C, Jia Y N, et al. Residual characteristics and health assessment analysis of OCPs and PCBs in karst groundwater[J]. Environmental Science, 2020, 41(12): 5448-5457. |
| [25] | Sun Y C, Xie Z L, Wu K Y, et al. Speciation, distribution and migration pathways of polycyclic aromatic hydrocarbons in a typical underground river system in Southwest China[J]. Journal of Hydrology, 2021, 596. DOI:10.1016/j.jhydrol.2020.125690 |
| [26] |
符鑫, 梁延鹏, 覃礼堂, 等. 桂林会仙岩溶湿地水体中有机氯农药分布特征及混合物环境风险评估[J]. 农业环境科学学报, 2018, 37(5): 974-983. Fu X, Liang Y P, Qin L T, et al. Distribution of organochlorine pesticides(OCPs)in the water body of Huixian Karst wetland of Guilin and environmental risk assessment of OCP mixtures[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2018, 37(5): 974-983. |
| [27] |
张坤锋, 付青, 涂响, 等. 武汉典型饮用水水源中典型POPs污染特征与健康风险评估[J]. 环境科学, 2021, 42(12): 5836-5847. Zhang K F, Fu Q, Tu X, et al. Pollution characteristics and risk assessment of typical POPs in typical drinking water sources in Wuhan[J]. Environmental Science, 2021, 42(12): 5836-5847. |
| [28] |
姜珊, 孙丙华, 徐彪, 等. 巢湖主要湖口水体和表层沉积物中有机氯农药的残留特征及风险评价[J]. 环境化学, 2016, 35(6): 1228-1236. Jiang S, Sun B H, Xu B, et al. Characteristics and risk assessment of organochlorine pesticides in water and surface sediment from main estuaries of Chaohu Lake[J]. Environmental Chemistry, 2016, 35(6): 1228-1236. |
| [29] | Wei L F, Tadesse A W, Wang J. Organohalogenated contaminants (OHCs) in surface sediments and water of East Dongting Lake and Hong Lake, China[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2019, 76(2): 157-170. |
| [30] |
陈燕, 任晓鸣, 邱阳, 等. 太湖生态保护引领区水体有机氯农药分布特征及生态风险评价[J]. 环境污染与防治, 2021, 43(7): 886-892. Chen Y, Ren X M, Qiu Y, et al. Distribution and risk assessment of organochlorine pesticide in waters of ecological protection leading area in Taihu Lake[J]. Environmental Pollution & Control, 2021, 43(7): 886-892. |
| [31] |
丁洋, 黄焕芳, 李绘, 等. 广州南沙红树林湿地水体和沉积物中有机氯农药的残留特征[J]. 环境科学, 2017, 38(4): 1431-1441. Ding Y, Huang H F, Li H, et al. Residues of organochlorine pesticides (OCPs) in water and sediments from Nansha mangrove wetland[J]. Environmental Science, 2017, 38(4): 1431-1441. |
| [32] | Montuori P, De Rosa E, Sarnacchiaro P, et al. Polychlorinated biphenyls and organochlorine pesticides in water and sediment from Volturno River, Southern Italy: occurrence, distribution and risk assessment[J]. Environmental Sciences Europe, 2020, 32(1). DOI:10.1186/s12302-020-00408-4 |
| [33] | Mahmood A, Malik R N, Li J, et al. Levels, distribution pattern and ecological risk assessment of organochlorines pesticides (OCPs) in water and sediments from two tributaries of the Chenab River, Pakistan[J]. Ecotoxicology, 2014, 23(9): 1713-1721. |
| [34] | Willett K L, Ulrich E M, Hites R A. Differential toxicity and environmental fates of hexachlorocyclohexane isomers[J]. Environmental Science & Technology, 1998, 32(15): 2197-2207. |
| [35] | Pandit G G, Sahu S K, Sharma S, et al. Distribution and fate of persistent organochlorine pesticides in coastal marine environment of Mumbai[J]. Environment International, 2006, 32(2): 240-243. |
| [36] | Qiu X H, Zhu T, Yao B, et al. Contribution of dicofol to the current DDT pollution in China[J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(12): 4385-4390. |
| [37] | 环境保护部. 国家污染物环境健康风险名录[M]. 北京: 中国环境出版社, 2009. |
| [38] | Lv M, Luan X L, Guo X T, et al. A national-scale characterization of organochlorine pesticides (OCPs) in intertidal sediment of China: occurrence, fate and influential factors[J]. Environmental Pollution, 2020, 257. DOI:10.1016/j.envpol.2019.113634 |
| [39] | Liu M, Cheng S B, Ou D N, et al. Organochlorine pesticides in surface sediments and suspended particulate matters from the Yangtze estuary, China[J]. Environmental Pollution, 2008, 156(1): 168-173. |
| [40] | Li J, Zhang G, Qi S H, et al. Concentrations, enantiomeric compositions, and sources of HCH, DDT and chlordane in soils from the Pearl River Delta, South China[J]. Science of the Total Environment, 2006, 372(1): 215-224. |
| [41] |
周浩, 段丹丹, 黄友达, 等. 沱江沉积物中有机氯农药分布特征及其与藻类有机质的关系和生态风险评估[J]. 环境科学学报, 2020, 40(11): 4001-4009. Zhou H, Duan D D, Huang Y D, et al. Distribution characteristics of organochlorine pesticides in sediments of the Tuojiang river and its relationship with algae-derived organic matter and ecological risk assessment[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2020, 40(11): 4001-4009. |
| [42] |
周晓芳, 高良敏, 陈晓晴, 等. 杨庄煤矿区农田塌陷水域多介质OCPs污染特征及生态风险研究[J]. 农业环境科学学报, 2020, 39(5): 1085-1093. Zhou X F, Gao L M, Chen X Q, et al. Pollution characteristics and ecological risks of organochlorine pesticides in multiple-media of farmland subsidence water in Yangzhuang coal mine area, China[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2020, 39(5): 1085-1093. |
| [43] | Qian Z, Mao Y, Xiong S, et al. Historical residues of organochlorine pesticides (OCPs) and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in a flood sediment profile from the Longwang Cave in Yichang, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020, 196. DOI:10.1016/j.ecoenv.2020.110542 |
| [44] | 王艳萍, 李发文. 桂林市会仙湿地地表水水环境功能区划研究[J]. 资源节约与环保, 2018(1): 15, 21. |
| [45] | GB 3838-2002, 地表水环境质量标准[S]. |