2024, Vol. 45
2. 广州北江原水供应有限公司, 广州 510801;
3. 华南师范大学环境学院, 广州 510006
, LI Qiu1,2 , ZHANG Yang-zhong1 , CHEN Zhen-guo3 , XIAO Li2 , LUO Yan2 , DENG Yao-luo2 , LIANG Dong-hai2 , WANG Xiao-jun1
2. Guangzhou Beijiang Raw Water Supply Co., Ltd., Guangzhou 510801, China;
3. School of Environment, South China Normal University, Guangzhou 510006, China
随着工业、农业和城市化等人类活动不断发展, 人口增长和老龄化进程加快[1], 新污染物（emerging contaminants, ECs）逐渐成为环境领域中的一个重点研究方向. 国务院办公厅最新颁布的《新污染物治理行动方案》表明, ECs的控制与管理被明确定为我国生态环境保护的重要任务, 评估ECs的环境风险状况尤为关键. 尽管ECs的检测浓度通常相当低（ng·L-1至µg·L-1的范围内）, 但它们会对生态系统和人类健康造成潜在的危害, 如致癌、致畸、致突变等[2, 3], 甚至有些ECs表现出内分泌干扰特性和毒性[4]. 另一方面, 由于在环境中的不断排放, 它们具有持久性并且能够对长期暴露的生物体产生不利影响[5], 被认为是环境中的“假持久性化合物”[4]. 这些污染物不属于传统的污染物范畴, 包括但不限于个人护理品、内分泌干扰物、农药和抗生素等[6]. ECs通过各种点和扩散源直接或间接进入水生环境[7, 8], 例如可能通过家庭、制药厂、工业、畜牧业、水产养殖业和医院排放的废水进入环境[6, 9 ~ 11], 甚至传统废水处理厂排放物也明显加速了环境中的ECs扩散[12]. ECs广泛存在于污水厂出水[1, 13 ~ 16]、河流地表水[8, 17 ~ 20]、湖泊[21]和地下水[22], 同时ECs也多次在饮用水源地中被检测到[23 ~ 28]. 因此, 必须监测这些污染物的来源和分布, 并评估可能产生的危害. 随着检测分析能力不断提高, 预计可检测出的ECs数量将会增加[25].
北江是珠江流域第二大水系, 位于广东省中部偏北, 发源于江西省信丰县石碣大茅山, 河流自东北向西南流至广东省韶关市沙洲尾, 与发源于湖南省临武县三峰岭的武水汇合后始称北江. 北江自北向南流, 经曲江、英德、清远至三水思贤滘与西江相通后, 注入珠江三角洲河网区. 总流长约593 km, 其流域面积约52 068 km2. 北江是珠三角地区重要的饮用水源地[19]. 目前关于该区域的研究主要集中在对某种特定污染物进行靶向筛查, 而靶向筛查无法将污染物全部筛选出来, 必须使用非靶向筛查分析技术. 这项分析技术可以筛选出样品中所有污染物, 并且在没有标准品的情况下, 利用二级质谱碎片、色谱保留时间等对污染物进行数据库比对, 从而识别出污染物.
尽管已有关于珠江水系ECs的季节性变化的报道, 但是很少有对污染物发生情况持续1 a监测的研究, 而饮用水安全直接关乎人们的健康. 因此, 选择对珠江三角洲饮用水水源之一北江进行研究, 本研究主要目的是探讨水源水3个不同采样点1 a内ECs的非靶向调研结果、典型污染物发生和分布、典型污染物季节浓度变化及典型污染物生态风险评估, 以期为北江新污染物特征及风险水平提供可靠信息.
1 材料与方法 1.1 化学品和试剂各个同位素化合物（阿特拉津-D5、对羟基苯甲酸丙酯-D4、卡马西平-D10、磺胺二甲氧嘧啶-D6、磺胺甲噁唑-D4、DEET D7）用作内标, 这些化合物以及实验用的标准品均购于中国天津阿尔塔科技公司. 甲酸和乙腈购自美国DiKMA科技公司, 乙酸铵购自德国CNW科技公司, 甲醇和水购自美国Fisher公司, 使用的所有溶剂和试剂均为色谱纯级.
1.2 采样地点采样点如图 1所示. 清远市清城区80%的降雨量主要集中在5~9月, 从2022年6月至2023年5月, 在清远北江流域段的3个不同地点（即水源水取水口S1、上游潖江支流S2和上游北江干流S3）收集了地表水源水样本, 通过比较上游和取水口的水质数据, 分析污染物是否在到达取水口之前就已经存在于水体中, 以及污染物的可能来源, 进而评估上游或周边活动对水源水质的影响. 每月中下旬进行一次采样, 水样采集后, 储存在预先清洁的4 L琥珀色玻璃瓶中, 密封并将样品放在4℃冰箱中冷藏保存, 然后在48 h内提取水样进行分析.
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图 1 北江饮用水源地采样点分布示意 Fig. 1 Sampling sites of the drinking water source from Beijiang River |
通过0.45 µm的玻璃微纤维过滤器（Whatman GF/F, USA）过滤地表水样品1 L, 以去除悬浮颗粒, 所有滤液都储存在预先用甲醇和去离子水清洗过的琥珀色玻璃瓶中. 然后向水样中加入100 µL提取标, 使用Waters Oasis HLB小柱（500 mg, 6 mL）通过在线固相萃取（SPE）对样品进行浓缩. 经过固相萃取后的样品, 用10 mL甲醇溶液洗脱, 洗脱液在温和的氮气流下浓缩至近干, 样品被洗脱到10 mL的玻璃管中. 在N2下将洗脱液浓缩, 吹脱时间为30 min. 将最终提取物转移至琥珀色小玻璃瓶中, 用甲醇溶液定容至1mL（0.78 g）, 并加入20 µL一组同位素标记的上机标, 以备分析.
1.4 仪器分析与质量控制新污染物的非靶向筛查通过超高效液相色谱-高分辨飞行时间质谱（Waters Acquity I Class UPLC Xevo G2-XS QTof HRMS）分析处理, 色谱柱选择ACQUITY UPLC C18（3.0×150 mm ×1.7 μm）, 使用电喷雾离子源, 在正负（ESI+、ESI-）两种离子模式下同时进行. ESI+模式使用0.1%甲酸的5 mmol·L-1乙酸铵溶液（A）和0.1%甲酸的甲醇溶液（B）作为流动相, ESI-模式使用0.005%水溶液（A）和0.005%甲酸的甲醇溶液（B）作为流动相. 分析过程均采用以下梯度洗脱程序：0~0.50 min, 2.0% B, 0.50~18.00 min, 2.0% B~98.0% B, 18.00~24.00 min, 98.0% B, 24.00~24.10 min, 98.0% B~2.0% B, 24.00~27.00 min, 2.0% B. 在样品分析时, 色谱柱保持在40 ℃, 流速为0.4 mL·min-1, 进样量为1 µL. 质谱分析时, m/z的采集范围设定为50~1 000, 在此范围内获取全扫描数据, 以获得一级及二级质谱图. 毛细管电压为1.75 kV, 离子源温度为120 ℃, 脱溶剂气温度和流量分别为450 ℃和800 L·h-1, 碰撞能为6.0 eV.
对8种典型污染物的定量分析, 使用Waters Acquity I Class UPLC串联Xevo TQ-S三重四极杆质谱进行. 选择甲醇/乙腈混合溶液（1∶1, A）和5 mmol·L-1乙酸铵+0.1%乙酸水溶液（B）作为流动相. 梯度洗脱程序如下：0 min, 95% A, 0~5 min, 20% A, 5~9 min, 0% A, 9~10 min, 98.0% A, 10~10.1 min, 95% A, 10.1~12.5 min, 95% A. 质谱条件如下：毛细管电压为1.5 kV, 脱溶剂条件设定为1 000 L·h-1和500℃.
每批10个样品完成测量后, 分析一组质控样品以检验仪器状态, 质控样品包括一个包含6种同位素标准品的甲醇溶液和两个溶剂空白（纯甲醇）, 用于在数据分析过程中扣除空白污染. 通过监测同位素标准品的保留时间和质量准确度确认仪器状态. 非靶向筛查匹配的参数误差：所有样品与标准品的保留时间偏差 < 0.1 min, 质量偏差 < 5×10-3. 同位素内标化合物信息如表 1所示.
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表 1 非靶向筛查同位素标记内标化合物 Table 1 Isotopically-labeled internal standard compounds for non-targeted screening analysis |
1.5 高分辨质谱数据处理
非靶向筛查数据处理流程如图 2所示. 使用高分辨质谱数据分析程序PyHRMS对数据进行处理, 数据处理参数选择参考前人研究[29]. 首先对所有样品进行峰提取, 筛选峰强度大于500, 倍数变化与样品和运输空白、设备空白、实验室空白和溶剂空白样品峰面积比大于5倍的特征数据.
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图 2 基于PyHRMS的数据处理流程 Fig. 2 Data processing flow based on PyHRMS |
对于化合物的鉴定, 根据精确分子量和色谱保留时间, 与本地数据库1 000余种污染物进行匹配, 获取一级置信水平的结果；通过二级碎片离子, 与Massbank开源数据库以及UNIFI数据库进行匹配, 获取二级级置信水平的结果. 当没有保留时间时, 使用在线数据库Massbank以及Norman网络数据库进行匹配.
通过相对响应因子（RRF）法, 对与保留时间和一级质谱相对应的化合物进行半定量分析[30]. 选择化学性质与目标化合物相似的已知浓度的内标化合物, 在5种不同浓度下测得同位素内标化合物的响应, 绘制内标浓度与其响应之间关系的校准曲线[30]. 根据目标化合物的峰面积和已知浓度的内标化合物, 计算出响应因子（RF）, RRF是目标化合物与内标化合物RF比值, 最终利用RRF计算得出目标化合物的半定量浓度[29, 30].
1.6 生态风险评估基于风险商法（risk quotient, RQ）, 对本研究的8种典型污染物定量的数据进行风险评估[4].
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式中, MEC为物质在环境中的质量浓度；PNEC为物质的预测无效应浓度；LC50或EC50为从美国环保署提供的ECOTOX数据库获得, 取最低中位有效浓度值；AF采用欧盟标准评估因子1 000；数据库中没有相关数据时, 参照已发表文献中的PNEC值, 选择最低值以估计最坏情况下造成的生态威胁. 根据RQ值将生态风险等级分为4种[31], 无显著风险（RQ < 0.01）、低风险（0.01≤RQ < 0.1）、中等风险（0.1≤RQ < 1）和高风险（RQ≥1）.
2 结果与讨论 2.1 污染物非靶向筛查结果通过为期1 a的非靶向筛查, 在北江水源水3个采样点中检测出了570种污染物, 其中346种污染物经过CAS号对比验证, 识别出污染物的名称及常见用途. 根据这些污染物的常见用途, 将其分为6类（见图 3）, 主要分为食品添加剂、工业材料、天然产物、个人护理品、药品和农药. 其中, 工业材料、药品和农药是最主要的污染物, 占比分别为28.3%、35.0%和24.9%. 这一研究结果与之前报道的情况相似[19, 29]. 以下污染物的浓度是采用“半定量法”获得.
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图 3 北江水源水污染物非靶向分析结果 Fig. 3 Results of non-targeted analysis of pollutants in Beijiang source water |
工业材料共检出98种, 这可能是由于珠三角地区制造业发达, 人口众多, 导致大量的生活和工业污水被排放到河流中. 其中, 包括36种中间体, 如苯并三氮唑、苯甲酰甲酸、2-萘磺酸、4-异丙基苯磺酸、3-苯基戊二酸、苯并噻唑和苯戊酮等, 这些化合物在化学合成、制药、染料和农业等领域广泛应用. 此外, 用作表面活性剂的有17种, 主要用于制造洗涤剂、洗发水、沐浴露等清洁和护理产品, 例如硫酸月桂基酯, 其在水源水中的存在此前未曾报道过. 另外, 磷酸三异丁酯（0.73~147.84 ng·L-1）作为一种阻燃剂、增塑剂被广泛使用, 它已在河流、湖泊、自来水以及沉积物中被检测到[32, 33]. 有研究发现, 在荷兰南部工业化地区, 河口位置沉积物中磷酸三异丁酯浓度最高[33].
药品中仅有少数是兽用药, 而大多数都是用于治疗人体疾病的药物, 包括抗生素类药物（16种）、抗炎镇痛药（10种）、抗高血压以及糖尿病药物等, 这些药物的检出可能反映了当地人的精神和健康状况. 磺胺甲
农药中主要检出污染物包括除草剂（32种）、杀虫剂（26种）以及杀菌剂（14种）. 莠灭净属于三嗪类除草剂, 其检出浓度为0.07~392.66 ng·L-1, 2004年在巴西圣保罗州莫吉-瓜苏河的水体中检出浓度为50 ng·L-1[35]. 环莠隆也是除草剂, 但在之前的研究中并未发现有这种污染物的报道. 噻嗪酮和吡蚜酮都是新烟碱类杀虫剂, 浓度最大值分别为33.24 ng·L-1、150.63 ng·L-1, 而马来西亚登吉河流域地表水中噻嗪酮（729.1 ng·L-1）和吡蚜酮（260.8 ng·L-1）的浓度最大值明显更高[36]. 多菌灵是一种杀菌剂, 其检出浓度（0.15~66.07 ng·L-1）要低于太湖流域西北地区地表水中的报道值（中位浓度：135 ng·L-1）[37]. 清远作为广东省的农业产区, 广泛种植水稻、大豆和柑橘类水果等作物, 农药在农田灌溉时渗入地下水和地表水中, 这可能是造成水源水中农药分布的重要原因.
2.2 典型污染物浓度变化根据2022年6月和7月的非靶向筛查和靶向定量分析的结果, 结合PNEC值以及峰强度, 从中选出8种检出率及检出浓度高于同类的其他污染物, 作为典型污染物重点分析研究, 具体信息如表 2所示.
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表 2 定量检测的标准品信息和方法检出限 Table 2 Information on standard substances for quantitative detection and their method detection limits |
8种污染物1 a检出情况如表 3所示, 浓度范围为n.d~180 ng·L-1. 污染物的检出率大多在80%以上, 其中, 农药类（PPS和ATZ）检出率均在100%, 只有SMZ和IBU的检出率较低, 约为50%. 内分泌干扰素类和农药类总体浓度较高, 而抗生素类总体浓度水平较低. BPA检出浓度范围在n.d~138.78 ng·L-1, 其1月的检出浓度最高, 相较北江之前（2008年和2012年）的浓度最大值（38~77.4 ng·L-1）有所增加[18], 与珠三角河流水源水中的浓度（1.2~177 ng·L-1）相近[38], 但明显高于北江顺德段（1.2~11.6 ng·L-1）[38], 而在欧洲米尼奥河流和广州地表水（2.3~892 ng·L-1）中发现了更高的浓度[8, 39]. 4-NP的检出浓度范围在n.d~150.91 ng·L-1, 与熊小萍等[38]之前关于北江的研究结果（15.1~187 ng·L-1）相近, 但显著低于Peng等[8]对广州珠江干流地表水中的检测浓度（25.1~5 050 ng·L-1）, 以及Félix-Cañedo等[40]对墨西哥地表水4-NP的报道数据（89~655 ng·L-1）. 有研究表明, 垃圾渗滤液中BPA和4-NP质量浓度远高于饮用水源水中的浓度[41]. 此外, BPA和4-NP的检出可能与工业废水、生活污水及废物排放有关[8, 39, 40, 42].
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表 3 8种典型污染物1 a检出情况1） Table 3 Annual detection of eight typical pollutants |
PPS和ATZ连续12个月检出率都是100%, 表明这两种农药广泛应用于北江清远段周围地区, 且污染源具有持续性. PPS在水源水中很少被报道, 其浓度最大值达到了180 ng·L-1, 平均浓度为34.82~47.01 ng·L-1, 高于石家庄滹沱河饮用水源地PPS的浓度（n.d~6.72 ng·L-1）[24]. ATZ的浓度最大值为160 ng·L-1, 与加拿大蒙特利尔地区饮用水源地的浓度相近（30~195 ng·L-1）[43], 但低于黄河地表水（4.2~304 ng·L-1）[44]、大连碧流河水库（94.5~323 ng·L-1）[45]、巴西圣保罗坎皮纳斯地表水（52~2 744 ng·L-1）和饮用水（41~1 688 ng·L-1）的浓度水平[20]. ATZ具有明显的亲水性, 更易存在于溶解相中[44], 并且在自然条件下不易降解[46], 有研究指出, 地表水中的ATZ与温度呈正相关[44]. 目前仍有许多城市使用传统水处理技术, 尚未有专门针对ATZ降解的方法, 这可能会导致ATZ在地表水中残留浓度较高[22].
尽管LOM检出频率很高（> 90%）, 但其质量浓度中位数较低, 检出浓度最大值为109.6 ng·L-1, 相较于巢湖报告的数据（n.d~5.5 ng·L-1）更高[47]. 氟喹诺酮类抗生素在污水厂的去除率相对较高（> 70%）[48], LOM属于氟喹诺酮类抗生素, 这类药物在环境中具有持久性, 对水解和升温不敏感[49], 因此不易降解. 有研究发现, 氟喹诺酮类药物可通过被吸附在悬浮颗粒和沉积物中得以存在[49, 50], 这表明沉积物可能是潜在的抗生素储存库. ROX是大环内酯类抗生素, ROX仅在2022年6月（15. 81~23.01 ng·L-1）和7月（57.89~85.69 ng·L-1）的检出浓度较高, 而后10个月检出浓度均低于1.7 ng·L-1, 其最大浓度略低于华北白洋淀地表水中的浓度（n.d~155 ng·L-1）[51], 但显著高于2011~2012年长江口地表水（0.05~8.20 ng·L-1）[52]. SMZ属于磺胺类药物, 由于本身不容易水解或降解, 因此在自然环境中能够保持稳定存在[53]. SMZ检出浓度范围在n.d~22.04 ng·L-1, 检出率偏低（< 67%）, 且浓度最大值出现在1月, 其他月份检出浓度基本都小于8 ng·L-1, 这说明该流域附近SMZ的使用较少. 本研究中SMZ浓度低于长江口报告的数据（0.53~89.1 ng·L-1）[52], 与汉江地表水（n.d~14 ng·L-1）[17]和白洋淀地表水（n.d~16.1 ng·L-1）[51]的浓度水平相当, 但仍高于巢湖地表水（n.d~9.9 ng·L-1）中的浓度[47].
IBU是一种非甾体抗炎药物, 通常用于治疗疼痛和炎症. 虽然酸性药物IBU的平均浓度（11.62~23.26 ng·L-1）和中值（2.19~9.59 ng·L-1）不高, 但浓度最大值为5月的113.8 ng·L-1, 说明IBU浓度波动较大. IBU与黄浦江水源地（均值7.9~34.7 ng·L-1）[27]以及墨西哥地表水（15~45 ng·L-1）[40]的浓度相近, 与广州地表水报告的结果相比明显更低（n.d~542 ng·L-1）[8], 但明显高于墨西哥的地下水（n.d）[40].
2.3 季节变化和空间分布3个采样点8种典型污染物的12个月分布情况如图 4（a）~4（c）, 季节变化趋势如图 4（d）~4（f）. 可以看出, 与其他季节相比, 春季（3~5月）的污染物总浓度最高, 而秋季（9~11月）的总浓度最低. 值得注意的是, 4-NP、PPS和ATZ这3种污染物9月的浓度明显高于其他5种污染物. BPA的浓度从夏季到秋季呈下降趋势（6月55.36 ng·L-1, 11月未检出）, 这与欧洲米尼奥河流中BPA浓度的季节变化趋势相同[39]. 此外, 在冬季1月, BPA的浓度显著增高. 在上游的S3采样点, IBU的检出率为91.67%, 明显高于另外两个地点. 春季的4月和5月, S1和S3污染物总浓度显著增加, 而S2相较于之前（2022年6月至2023年3月）没有明显差异. 尤其是S1和S3中LOM与IBU, 在4月和5月的浓度高于S2. IBU用于缓解疼痛, LOM则常用于治疗感染, 这两种药物主要来源于医院和家庭, 可能通过直接或间接途径进入水环境, 推测人们对药物的使用需求变化造成时空分布差异. 同时, S1与S3所在的河段更加宽阔, 因而水的流速缓慢, 可能会减少污染物的分散, 使其浓度更高. 将3个采样点12个月的8种典型污染物浓度进行Spearman相关性分析, 结果表明, 浓度与清城区月平均降雨量和月平均温度没有显著相关性, 可能受排放量、降雨量、河流的流动条件、光照以及温度等综合因素影响[54].
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图 4 采样点12个月浓度分布和季节变化趋势 Fig. 4 Twelve-month concentration distribution and seasonal variation trend at sampling sites |
对污染物分别进行单因素方差ANOVA检验, 结果显示部分污染物存在统计学上季节性差异（P < 0.05）. 季节差异性分析情况如图 5所示. S1和S3采样点季节变化具有相同的趋势, PPS、ATZ、LOM和IBU在春季与夏秋冬3个季节存在显著性差异, 且春季浓度显著高于其他季节. 由此可见, 这两个采样点可能有相同的污染源. S1与S3靠近居民区且周围农业发达, 北江周边的生产生活排放的废水是水源水中污染物的重要来源. 此前Bachetti等[54]的研究表明, 阿根廷克塔拉莫奇塔河流域的ATZ质量浓度春季高于秋季, 也存在显著的季节性差异. 春季是农忙播种的季节, 农药使用量大幅增加, 很容易通过地表径流渗入沟渠和邻近的河流, 进而渗入地下水, 导致水污染的风险增加[22]. ATZ是一种应用于作物出苗前的土壤处理除草剂, 被广泛用于春季休耕地以及玉米、高粱和甘蔗出苗前[20, 54, 55], PPS主要用于清除大豆、玉米、花生和水稻田中的杂草[56]. 因此, ATZ与PPS浓度的季节性变化很可能与其在农业领域的应用有关 [43]. 除此之外, S1采样点中SMZ夏季与秋季和春季有显著性差异, 冬季和春季之间也存在显著性差异, 并且夏冬季要高于春秋季. 已有研究表明SMZ通常来源于兽用途径[50, 52], 在畜牧业高峰期其使用量可能会增加. 对于S2采样点, BPA的浓度冬季明显高于秋季（P=0.048）, 而4-NP夏季的浓度水平显著高于其他3个季节, PPS浓度秋季显著低于春季. S2采样点BPA、4-NP和SMZ平均浓度和中位数均高于S1和S3. BPA是工业活动中常见的化合物, 主要来源是塑料制品的生产过程, 4-NP可能来源于紫外线或微生物对壬基酚聚氧乙烯醚（NPE）的降解[42, 57], 而NPE是家用洗涤剂的表面活性剂[58]. S2采样点的这一特征可能反映了周围工业区和生活污水的季节性排放差异.
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不同字母之间表示有显著性差异 图 5 采样点污染物季节差异性分析 Fig. 5 Analysis of seasonal variation in pollutants at sampling sites |
表 4列出了8种典型污染物的生态毒理数据, 生态风险评估结果如图 6所示. 总体来看, 10月和11月的生态风险都很低, RQ值均小于0.1（n=24）, 而5月的生态风险最高, 有37.5%的样本（n=24）出现中高风险. 8种典型污染物RQ值从大到小排列分别为：ATZ（3.5×10-4~1.55） > 4-NP（0~1.26） > LOM（0~1.03） > ROX（0~0.57） > PPS（3.13×10-5~0.09） > BPA（0~0.05） > IBU（0~0.023） > SMZ（0~0.018）. 仅S1和S3采样点的ATZ和LOM在2023年5月的样本, 以及S2采样点的4-NP在2022年7月的样本RQ值超过1, 呈现高风险. 由此可见, 4-NP、ATZ和LOM这3种污染物可能对水生生物造成较高的生态风险. 同时, 由于4-NP和ATZ具有高检出率, 且3个采样点均超过半数的评估结果呈现中高风险, 可能会造成持续性的风险. 有证据表明, 4-NP具有内分泌干扰活性, 表现出雌激素特性, 会对水生生物产生毒性作用[42, 59], 因此, 在后续处理中有必要关注其去除状况. 考虑到ATZ的季节性变化差异与农业领域的应用有关, 可以加强春季时期的监管. 尽管BPA检出率和检出浓度都很高, 但其PNEC值较高, 因此RQ值均处于低风险及以下. 从季节变化上来看, 春夏季水样中的生态风险要高于秋冬季, 这可能与它们较高的检出浓度和低PNEC有关.
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表 4 8种典型污染物的毒理数据1） Table 4 Toxicological data of eight typical pollutants |
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图 6 生态风险评估结果 Fig. 6 Results of ecological risk assessment |
（1）非靶向筛查1 a内共检出食品添加剂6种、工业材料98种、天然产物21种、个人护理品14种、药品121种和农药86种. 工业材料、药品和农药是最主要的污染物.
（2）8种典型污染物的检出范围为n.d~180 ng·L-1, 平均值为1.36~47.01 ng·L-1, 整体处于低水平. 内分泌干扰素类和农药类是其中检出浓度相对较高的污染物, 而抗生素类浓度水平最低. 异丙草胺、阿特拉津、洛美沙星和布洛芬的浓度在不同季节中有显著的波动, 其春季的浓度最高. 但并未发现污染物浓度与月平均降雨量和月平均温度之间的相关性, 后续研究可以对采样点实时水文水质信息进行采集, 使得影响浓度变化的因素更为显著.
（3）生态风险评估显示, 4-壬基酚、阿特拉津和洛美沙星存在较高的生态风险. 由于4-壬基酚和阿特拉津具有高检出率和低PNEC值, 有必要在后续工艺处理中关注其去除情况. 阿特拉津主要来源于农业领域, 建议加强春季时期对其的监管.
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