有機(jī)氯農(nóng)藥在太湖水體-沉積物中的交換特征

亓學(xué)奎，馬召輝，王英，姜霞，金軍,，汪雨

有機(jī)氯農(nóng)藥在太湖水體-沉積物中的交換特征

亓學(xué)奎1,2，馬召輝2，王英2，姜霞3，金軍2,4*，汪雨1

1. 北京市理化分析測試中心，北京 100089；2. 中央民族大學(xué)生命與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，北京 100081；3. 中國環(huán)境科學(xué)研究院，北京 100012；4. 北京市食品環(huán)境與健康工程技術(shù)研究中心，北京 100081

有機(jī)氯農(nóng)藥（OCPs）是一類重要的持久性有機(jī)污染物（POPs），具有半揮發(fā)性、持久性和高毒性，并能通過食物鏈富集，危害生態(tài)系統(tǒng)和人體健康。有機(jī)氯農(nóng)藥可以在不同的環(huán)境介質(zhì)間遷移，并能在大氣環(huán)境中進(jìn)行遠(yuǎn)程輸送，導(dǎo)致大范圍乃至全球性的環(huán)境污染。最近的研究發(fā)現(xiàn)太湖地區(qū)的有機(jī)氯農(nóng)藥含量仍然非常高，為了了解太湖有機(jī)氯農(nóng)藥的來源以及環(huán)境行為，采用氣相色譜質(zhì)譜法對太湖竺山灣水體和沉積物樣品中有機(jī)氯農(nóng)藥（OCPs）含量進(jìn)行了測定，探討了太湖水體和沉積物中有機(jī)氯農(nóng)藥的可能來源以及水體-沉積物之間的交換通量。研究結(jié)果表明：沉積物樣品中的六氯苯的含量最高，為2.33 ng·g-1（干質(zhì)量，下同），其次為p,p?-DDT、p,p?-DDE和β-HCH，含量分別為0.67、0.64和0.37 ng·g-1。從水體中OCPs的組成來看，p,p?-DDT的含量最高為426.26 pg·L-1，其次是α-HCH和硫丹Ⅰ，含量分別為289.99和215.20 pg·L-1。采用α-HCH/γ-HCH比值對HCHs的來源進(jìn)行分析，發(fā)現(xiàn)太湖水體中的γ-HCH污染來源于工業(yè)品六六六和林丹的使用，由交換模型得出HCHs的凈交換通量為釋放通量，表明HCHs的遷移方向是由沉積物到水中，沉積物的釋放已成為太湖水體中HCHs的主要來源之一。水體中的p,p?-DDT/p,p?-DDE比值遠(yuǎn)大于1，而且由交換模型得出p,p?-DDT的凈交換通量為沉降通量，說明了近期可能有新的污染源的輸入。值得注意的是，硫丹Ⅰ的凈交換通量同樣為沉降通量，反映出太湖水體中硫丹Ⅰ可能存在新源的輸入。

太湖；水體；沉積物；交換通量；有機(jī)氯農(nóng)藥

中國是有機(jī)氯農(nóng)藥（Organochlorine Pesticides，OCPs）的生產(chǎn)和使用大國，《關(guān)于持久性有機(jī)污染物的斯德哥爾摩公約》簽訂后，中國已經(jīng)停止了大多數(shù)殺蟲劑的使用，2009年5月由環(huán)保部、發(fā)改委等10部委聯(lián)合發(fā)文在全國范圍內(nèi)全面禁止生產(chǎn)、流通使用和進(jìn)出口包括氯丹、六氯苯、滅蟻靈和DDTs 4種OCPs，值得注意的是，2013年8月全國人民代表大會批準(zhǔn)了《〈關(guān)于持久性有機(jī)污染物的斯德哥爾摩公約〉新增列硫丹修正案》的決定，硫丹作為有機(jī)氯農(nóng)藥將要在全國范圍內(nèi)禁止生產(chǎn)和使用。

OCPs具有脂溶性強(qiáng)、揮發(fā)性小、半衰期長，以及能夠在生物體內(nèi)和水體沉積物中大量富集等特性，廣泛存在于全球范圍內(nèi)的各種環(huán)境介質(zhì)（大氣、海洋、底泥、土壤等）以及動植物的組織器官

和人體中（Guo等，2014；Jakobi等，2015），對肝、腎等臟器等有急性和慢性毒性，并具有致癌性、生殖毒性、神經(jīng)毒性、內(nèi)分泌干擾特性等（Freire等，2012；Siddarth等，2014；Dewan等，2013）。沉積物作為水環(huán)境OCPs的主要環(huán)境歸宿（Bakan等，2004），與河流污染密切相關(guān)，OCPs可以通過地表徑流、大氣沉降等途徑進(jìn)入水體，進(jìn)入水環(huán)境中的OCPs易吸附在懸浮顆粒物上，并最終在沉積物中富集（Park等，2001；袁旭音等，2003）。被沉積物吸附的OCPs一方面通過沉積物的解吸和再懸浮作用重新進(jìn)入水體，造成水體的二次污染（王曉蓉，1994），另一方面通過水生生物體的富集，經(jīng)由食物鏈傳遞、富集從而危害人類健康（Law等，2013；Zhang等，2012；Barnhoorn等，2015），因此水體沉積物OCPs污染問題仍然受到普遍關(guān)注（Yuan等，

2013；Alonso-Hemandez等，2014）。

太湖流域是我國農(nóng)藥生產(chǎn)和使用的密集地區(qū)，各類有機(jī)氯農(nóng)藥污染嚴(yán)重，最近的研究表明，即使多數(shù)有機(jī)氯農(nóng)藥在80年代初期即被禁止使用，但是某些物種在水體和沉積物中濃度仍然非常高，可能還存在新的來源（Zhao等，2009；Wu等，2014；計(jì)勇等，2010），但目前仍然缺乏對這些物質(zhì)來源以及環(huán)境行為的認(rèn)識，本文首次利用阻抗理論模型對太湖水體和沉積物中OCPs的來源與歸宿以及水體-沉積物交換通量進(jìn)行了系統(tǒng)的研究，對于探討OCPs的介質(zhì)間的環(huán)境行為以及太湖生態(tài)系統(tǒng)的影響等具有非常重要的意義。

1 材料和方法

1.1樣品采集

采用柱狀采樣器于2010年7月在竺山灣（N 31.45°，E 120.01°）采集表層（0～5 cm）沉積物樣品，同時(shí)在對應(yīng)點(diǎn)位采用玻璃采水器（青島科迪博電子科技有限公司）采集表層（0.1～1.0 m）水樣40 L，同時(shí)測得水溫為31.5 ℃。水樣置于不銹鋼大桶中，立即運(yùn)往實(shí)驗(yàn)室處理，采用大流量過膜裝置，通過玻璃纖維濾膜（47 mm GF/F，0.7 μm，用前在450 ℃下焙燒4 h）使得顆粒相與水相分離，水樣通過XAD-2樹脂柱（直徑3 cm，長1 m），使得有機(jī)氯農(nóng)藥富集在樹脂上。

1.2儀器和試劑

Agilent 6890-5975N氣質(zhì)聯(lián)用儀（Agilent，USA）；旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀（上海亞榮生化儀器廠）；氮?dú)獯蹈蓛x（BF2000，北京八方世紀(jì)科技有限公司）；精密電子天平（日本島津公司）；麥哲倫探路者500手持式GPS定位儀（北京麥哲倫科技有限公司）；柱狀采樣器（BEEKER，Eijkelkamp）。

正己烷（J.T.Baker公司），丙酮、二氯甲烷（美國MREDA公司）均為農(nóng)殘級；超純水（自制，美國Millipore公司超純水系統(tǒng)）；無水硫酸鈉（分析純，450 ℃灼燒5 h）；硅膠100～200目（德國MERCK公司）、中性氧化鋁60目（美國Alfa Aesar公司）：經(jīng)二氯甲烷抽提后，硅膠在120 ℃、氧化鋁在180 ℃分別活化12 h，待冷卻至室溫時(shí)再加入其重量3%的去離子水降活性。高純氮?dú)猓ū本┱\為信氣體公司）。

25種有機(jī)氯農(nóng)藥標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（Pesticide Mix 1）：（含有六氯苯、α-HCH、β-HCH、γ-HCH、δ-HCH、七氯、艾氏劑、異艾氏劑、氧化氯丹、環(huán)氧七氯A、環(huán)氧七氯B、trans-氯丹、o,p?-DDE、cis-氯丹、硫丹Ⅰ、狄氏劑、p,p?-DDE、o,p?-DDD、異狄氏劑、硫丹Ⅱ、p,p?-DDD、o,p?-DDT、p,p?-DDT、甲氧DDT、滅蟻靈）購自美國AccuStandard公司。同位素標(biāo)記的內(nèi)標(biāo)混合液：13C6Hexachlorobenzene，13C6β-HCH，13C6γ-HCH，13C10tans-Nonachlor，13C12p,p?-DDE，13C10Mirex，13C12Dieldrin，純度均為99%，購自美國Cambridge Isotope laboratories。

1.3樣品前處理

將10.00 g冷凍干燥、已篩分的底泥和湖水XAD-2樣品用干凈的濾紙包好置于索氏提取器內(nèi)，250 mL圓底燒瓶中加入200 mL（1∶1，體積比）正己烷和丙酮混合溶劑、2 g活化過的銅片和100 μL濃度為20 pg·μL-1的同位素標(biāo)記的內(nèi)標(biāo)混合液，加熱回流24 h，提取液經(jīng)旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮至1～2 mL。

凈化采用直徑為1.2 cm，長40 cm的玻璃柱，在底部填加少量玻璃棉，自下而上依次填充2 cm無水硫酸鈉，12 cm中性硅膠（去活化），6 cm中性氧化鋁（去活化），2 cm無水硫酸鈉。先用30 mL正己烷活化層析柱，然后上樣，用18 mL正己烷預(yù)淋洗，再用100 mL正己烷-二氯甲烷的混合液（7∶3，體積比）進(jìn)行洗脫，洗脫液經(jīng)旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮至1～2 mL，定量轉(zhuǎn)移到刻度量管中，用高純氮吹至100 μL，待測。

1.4儀器分析

色譜條件：色譜柱DB-5MS柱（30 m × 0.25 mm i.d.×0.1 μm，美國Agilent Technologies，Palo Alto, CA，USA）。升溫程序?yàn)槌跏?0 ℃，保持3 min，以6 ℃/min升到260 ℃。以高純氦氣為載氣，柱流速1.0 mL·min-1；前進(jìn)樣口溫度250 ℃，轉(zhuǎn)接口溫度300 ℃，不分流進(jìn)樣。

質(zhì)譜條件：負(fù)化學(xué)電離源（NCI）。選擇離子檢測模式（SIM），以甲烷為反應(yīng)氣（40%），溶劑延遲時(shí)間12 min，離子源溫度150 ℃，四極桿溫度150 ℃。

有機(jī)碳（TOC）的測定：采用示差熱導(dǎo)檢測法測定C、H、N的元素分析儀。C、H、N元素自動分析儀（日本柳本Yanaco公司MT-5型），儀器準(zhǔn)確度為±0.3%，檢出下限為5 μg，定量下限為14 μg。

1.5質(zhì)量控制與保證（QA/QC）

為確保分析結(jié)果的可靠性，本研究進(jìn)行了方法空白、基質(zhì)加標(biāo)以及樣品平行樣的分析，本方法實(shí)驗(yàn)室空白未檢出目標(biāo)化合物，平行樣相對標(biāo)準(zhǔn)偏差（RSD）均＜12%，所得的回收率范圍為80%～101%，相對標(biāo)準(zhǔn)偏差為4.1%～16.1%，目標(biāo)化合物的回收率為56%～114%。方法檢測限為0.2～10 pg·g-1。

2 結(jié)果和討論

2.1湖水和沉積物樣品中OCPs的水平

對湖水和沉積物樣品中OCPs的測定結(jié)果如表1所示。沉積物樣品中的六氯苯的含量最高，質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2.33 ng·g-1，其次為p,p?-DDT、p,p?-DDE和

β-HCH，質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.67、0.64和0.37 ng·g-1。從水體中OCPs的組成來看，p,p?-DDT的含量最高，質(zhì)量濃度為426.26 pg·L-1，其次是α-HCH和硫丹Ⅰ，質(zhì)量濃度分別為289.99和215.20 pg·L-1。低于Qiu等（Qiu等，2008）報(bào)道的太湖水體中α-HCH（966 pg·L-1）和硫丹Ⅰ（337 pg·L-1）的質(zhì)量濃度。

表1 太湖竺山灣湖水和沉積物樣品中有機(jī)氯農(nóng)藥的含量Table1 Contents of OCPSin water and sediment from Zhushan Bay of Taihu Lake

α-HCH來自于工業(yè)品六六六，而γ-HCH不僅來自于工業(yè)品六六六，也來自于林丹（幾乎是純的γ-HCH）（Walker等，1999），因此α/γ值常被用來指示γ-HCH的來源。若樣品中α-HCH/γ-HCH值為5～7時(shí)表明污染源于工業(yè)品；若α-HCH/γ-HCH＜1，可以認(rèn)為有新的γ-HCH輸入（Law等，2001）。本研究中，太湖竺山灣水體中α-HCH/γ-HCH的比值為2.7，此比值低于工業(yè)品六六六中的比值，這說明水體中的γ-HCH污染來源于工業(yè)品和林丹的使用，而沉積物樣品中的α-HCH/γ-HCH比值為0.82，進(jìn)一步說明近期有林丹的使用，并且在沉積物中得到了富集。β-HCH主要來自于HCHs的長期生物降解，因此水體中的β-HCH含量并不高，相比于水體，沉積物中β-HCH的相對含量較高，因而水體中的β-HCH來自沉積物的釋放可能性較大，但也不排除表層水體存在新鮮源的輸入。

若樣品中DDTs的p,p?-DDT/p,p?-DDE的比值＜1說明該地區(qū)的DDTs主要來源于歷史殘留，若該比值＞1則意味著該地區(qū)最近可能有新的污染輸入來源（Qiu等，2005），本研究沉積物中p,p?-DDT/p,p?-DDE的比值為1.43，說明沉積物中的DDTs近期可能有新源的輸入，而水體中的p,p?-DDT/p,p?-DDE比值為7.8，遠(yuǎn)＞1，說明了近期可能有新的污染源的輸入太湖，造成了太湖水體中DDTs的污染。

太湖竺山灣水體中的六氯苯和反式氯丹濃度均較低，而沉積物中高濃度的六氯苯，很有可能就是水體中六氯苯的主要來源。值得注意的是水體中的硫丹Ⅰ含量很高，接近于溶解性更好的α-HCH，沉積物中低濃度的硫丹Ⅰ說明它不是水體中硫丹的主要來源。因此水中高濃度的硫丹Ⅰ可能存在新的來源。

2.2太湖水體-沉積物交換通量

2.2.1 水體-沉積物交換通量模型

兩相間的阻抗理論模型（Resistance-inseries model）研究被應(yīng)用于模擬POPs沉積物-水的交換，該模型假設(shè)POPs從表層沉積物溶解后進(jìn)入水體，并且再懸浮過程不考慮在內(nèi)，盡管憎水性有機(jī)物的溶解比再懸浮過程是一個(gè)緩慢的過程，目前已有研究（Martinez等，2010）表明再懸浮與沉降保持平衡，相比溶解而言，由表層沉積物再懸浮引起POPs釋放到水里的部分很微小，所以交換系數(shù)主要由溶解質(zhì)量傳輸系數(shù)決定。

在測量出水體及沉積物中有機(jī)氯農(nóng)藥的濃度的前提下，水體-沉積物交換通量采用式（1）進(jìn)行估算（Thibodeaux等，1999）。

式（1）中，F(xiàn)is/w為i物質(zhì)的沉積物-水凈交換通量（ng·m-2·day-1）；Kfi為i物質(zhì)沉積物—水質(zhì)量傳輸系數(shù)（m·d-1）；Ciw為i物質(zhì)的水中的實(shí)測質(zhì)量濃度（ng·m-3）；Cipw為i物質(zhì)的間隙水中的質(zhì)量濃度（ng·m-3）。其中Kfi×Cipw表示釋放通量，Kfi×Ciw表示沉降通量。

利用上述公式可獲得污染物在水和沉積物之間的釋放通量和沉降通量，對其進(jìn)行比較：Fis/w＞0，表示凈交換通量為釋放通量，污染物從沉積物體進(jìn)入水體；Fis/w＜0，表示凈交換通量為沉降通量，污染物從水體進(jìn)入沉積物；Fis/w=0，表示水-沉積物交換處于平衡狀態(tài)。沉積物-水質(zhì)量傳輸系數(shù)可由如下公式表示：

式（2）中，β為底棲邊界層系數(shù)（m·day-1）；Db為生物擴(kuò)散系數(shù)（3.36×10-7·m2·d-1）；z為生物擾動深度（0.1 m）（Martinez等，2010）；ρ為沉積物密度（謝津平等，2008）。根據(jù)測得的沉積物中的濃度值，結(jié)合水沉積物分配系數(shù)，可將沉積物中的濃度換算為間隙水中的濃度：

式（3）中，Cs為沉積物中有機(jī)氯農(nóng)藥的濃度；Kd為水-沉積物分配系數(shù)（L·kg-1）；其中Kd=foc×Koc，foc為有機(jī)碳（kg·kg-1）實(shí)測值，foc=0.0109；Koc為有機(jī)碳分配系數(shù)（L·kg-1）。而有機(jī)碳分配系數(shù)Koc與辛醇水分配系數(shù)Kow有關(guān)，可表示如下：

式（4）中，a和b為經(jīng)驗(yàn)常數(shù)（Nguyen等，2005），a=0.94，b=-0.43，r2=0.98，辛醇水分配系數(shù)Kow可由范特霍夫方程校正：

式（5）中，△UOW為辛醇水兩相間轉(zhuǎn)移的內(nèi)能（kJ·mol-1）。

表2列出了部分OCPs的△UOW和logKow值，其中α、β、γ-HCH的△UOW值引自Xiao等（Xiao等，2004）的研究，六氯苯的△UOW值引自Shen等（Shen等，2005）的研究。由于未查到T-氯丹，硫丹Ⅰ，p,p?-DDE，p,p?-DDT的△UOW值的相關(guān)文獻(xiàn)，T-氯丹，硫丹Ⅰ，p,p?-DDE，p,p?-DDT的logKow值參考Shen等（Shen等，2005）研究中給出的25 ℃的測定值。

表2 有機(jī)氯農(nóng)藥的logKow和△UOW值Table 2 The values of logKow and △UOWfor OCPs

2.2.2 水體-沉積物交換通量

根據(jù)以上參數(shù)、公式和太湖沉積物和水體中OCPs的濃度計(jì)算得出OCPs的水-沉積物的釋放通量、沉降通量和凈交換通量，如表3所示。

由表3可以看出β-HCH的釋放通量最大，達(dá)到414.34 ng·m-2·d-1，沉降通量僅為9.59 ng·m-2·d-1。另外六氯苯、α-HCH和γ-HCH的釋放通量也要遠(yuǎn)大于沉降通量，其交換方向?yàn)槌练e物釋放到水體，采用Origin8.0作圖，如圖1所示。六氯苯和HCHs的凈交換通量為釋放通量，說明沉積物已成為六氯苯和HCHs的“儲庫”，它是水體中六氯苯和HCHs的主要來源。

表3 太湖竺山灣有機(jī)氯農(nóng)藥水體-沉積物交換通量Table 3 The exchange fluxes of OCPs across the water-sediment interface from Zhushan Bay of Taihu Lake

前面已得出太湖水體中的p,p?-DDT/p,p?-DDE比值為7.8，遠(yuǎn)＞1，說明了近期可能有新的污染源的輸入，由圖1可以看出p,p?-DDT的凈交換通量為沉降通量，其交換方向由水體沉降到沉積物，進(jìn)一步說明了近期有新的污染源輸入水體，造成了水體中p,p?-DDT的污染。硫丹Ⅰ的凈交換通量為30.03 ng·m-2·d-1，交換方向由水體沉降到沉積物。由于水體中硫丹Ⅰ的濃度很高，而沉積物中硫丹Ⅰ的濃度較低，凈交換通量為沉降通量，水體中的硫丹Ⅰ不是來源于沉積物的釋放，進(jìn)一步說明水體中高濃度的硫丹Ⅰ可能存在新的來源，并且通過徑流進(jìn)入水體。

圖1 有機(jī)氯農(nóng)藥的水體-沉積物凈交換通量Fig. 1 The net water-sediment flux for OCPs

雖然沉積物中p,p?-DDE和T-氯丹的濃度較高，因?yàn)閜,p?-DDE和T-氯丹具有很高的辛醇水分配系數(shù)（logKow），水溶性差，p,p?-DDE和T-氯丹更容

易吸附在沉積物，不容易釋放到水體中。由表3可看出p,p?-DDE和T-氯丹的釋放通量為0.69和0.65 ng·m-2·d-1，沉降通量為7.73和1.99 ng·m-2·d-1，凈交換通量為7.05和1.34 ng·m-2·d-1，釋放通量接近于沉降通量，這也就說明p,p?-DDE和T-氯丹在沉積物和水體交換中基本處于平衡狀態(tài)。

3 結(jié)論

通過對太湖湖水和沉積物樣品中OCPs的測定發(fā)現(xiàn)，沉積物樣品中的六氯苯的含量最高，濃度為2.33 ng·g-1，其次為p,p?-DDT、p,p?-DDE含量分別為0.67和0.64 ng·g-1。從湖水中OCPs的組成來看，p,p?-DDT的含量最高濃度為426.26 pg·L-1，其次是α-HCH和硫丹Ⅰ，濃度分別為289.99和215.20 pg·L-1。

取100 μL鏈霉親和素修飾的微球(直徑為15.4 μm)于0.5 mL的滅菌離心管中,用100 μL的親和洗脫液(pH 7.5,20 mmol/L Tris-HCl,1 M NaCl,1 mmol/L EDTA,0.0005% Triton X-100)洗滌兩次,3 500 r/min離心分離后去上層清液。向微球中加入47 μL的親和洗脫液以及3 μL的Hg2+捕獲探針(10μM),混合均勻并37 ℃搖床孵育1 h。通過離心洗滌除去未結(jié)合的探針,加入100 μL親和洗脫液于4 ℃下保存?zhèn)溆谩?/p>

采用α-HCH/γ-HCH比值對HCHs的來源進(jìn)行分析，發(fā)現(xiàn)太湖竺山灣水體中的γ-HCH污染來源于工業(yè)品和林丹的使用，由交換模型得出HCHs的凈交換通量為釋放通量，說明沉積物的釋放已成為太湖水體中HCHs的主要來源之一。水體中的p,p?-DDT/p,p?-DDE比值遠(yuǎn)大于1，表明近期可能有新的污染源的輸入，由交換模型得出p,p?-DDT的凈交換通量為沉降通量，進(jìn)一步說明了近期有DDTs產(chǎn)品的輸入，從而造成了水體中DDTs的污染。另外由于水體中硫丹Ⅰ的濃度很高，而沉積物中硫丹Ⅰ的濃度較低，由交換模型得出硫丹Ⅰ凈交換通量為沉降通量，反映出太湖水體存在較為嚴(yán)重的硫丹Ⅰ污染，這可能對太湖生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生嚴(yán)重的影響。

ALONSO-HEMANDEZ C M, MESA-ALBERNAS M, TOLOSA I. 2014. Organochlorine pesticides (OCPs) and polychlorinated biphenyls (PCBs) in sediments from the Gulf of Batabanó, Cuba[J]. Chemosphere, 94: 36-41.

BAKAN G, ARIMAN S. 2004. Persistent organochlorine residues in sediments along the coast of mid-Black Sea region of Turkey[J]. Marine Pollutution Bulletin, 48(11-12): 1031-1039.

BARNHOORN I E J, DYK J C, GENTHE B, et al. 2015. Organochlorine pesticide levels in Clarias gariepinus from polluted freshwater impoundments in South Africa and associated human health risks[J]. Chemosphere, 120: 391-397.

DEWAN P, JAIN V, GUPTA P, et al. 2013. Organochlorine pesticide residues in maternal blood, cord blood, placenta, and breastmilk and their relation to birth size[J]. Chemosphere, 90(5): 1704-1710.

FREIRE G, KOIFMAN R J, SARCINELLI P, et al. 2012. Long term exposure to organochlorine pesticides and thyroid function in children from Cidade dos Meninos, Rio de Janeiro, Brazil[J]. Environmental Research, 117: 68-74.

GUO W, ZHANG H Y, HUO S L. 2014. Organochlorine pesticides in aquatic hydrophyte tissues and surrounding sediments in Baiyangdian wetland, China[J]. Ecological Engineering, 67: 150-155.

JAKOBI G, KIRCHNER M, HENKELMANN B, et al. 2015. Atmospheric bulk deposition measurements of organochlorine pesticides at three alpine summits[J]. Atmospheric Environment, 101: 158-165.

LAW S A, DIAMOND M L, HELM P A, et al. 2001. Factors affecting the occurrence and enantiomeric degradation of hexachlorocyclohexane isomers in northern and temperate aquatic systems[J]. Environmental Toxicology Chemistry, 20(12): 2690-2698.

MARTINEZ A, WANG K, HOMBUCKLE K C. 2010. Fate of PCB Congeners in an Industrial Harbor of Lake Michigan[J]. Environmental Science and Technology. 44: 2803-2808.

NGUYEN T H, GOSS K U, BALL W P. 2005. Polyparameter Linear Free Energy Relationships for Estimating the Equilibrium Partition of Organic Compounds between Water and the Natural Organic Matter in Soils and Sediments[J]. Environmental Science and Technology, 39(4): 913-924.

PARK J S, WADE T L, SWEET S. 2001. Atmospheric deposition of organochlorine contaminants to Galveston Bay, Texas [J]. Atmospheric Environment, 35(19): 3315-3324.

QIU X H, ZHU T, WANG F, et al. 2008. Air-Water Gas Exchange of Organochlorine Pesticides in Taihu Lake, China[J]. Environmental Science and Technology, 42(6): 1928-1932.

QIU X H, ZHU T, YAO B, et al. 2005. Contribution of dicofol to the current DDT pollution in china[J]. Environmental Science and Technology, 39(12): 4385-4390.

SHEN L, WANIA F. 2005. Compilation, Evaluation, and Selection of Physical-Chemical Property Data for Organochlorine Pesticides[J]. Journal of Chemical Engineering Data, 50(3): 742-768.

SIDDARTH M, DATTA S K, MUSTAFA M D, et al. 2014. Increased level of organochlorine pesticides in chronic kidney disease patients of unknown etiology: Role of GSTM1/GSTT1 polymorphism[J]. Chemosphere, 96: 174-179.

THIBODEAUX L J. 1996. Environmental Chemodynamics[M]. John Wiley&Sons: New York.

WALKER K, VALLERO D A, LEWIS R G. 1999. Factors influencing the distribution of Lindane and other hexachlorocyclohexanes in the environment[J]. Environmental Science and Technology, 33(24): 4373-4378.

WU C F, LUO Y M, GUI T, et al. 2014. Concentrations and potential health hazards of organochlorine pesticides in shallow groundwater of Taihu Lake region, China[J]. Science of the Total Environment, 470-471: 1047-1055.

XIAO H, LI N Q, WANIA F. 2004. Compilation, Evaluation, and Selection of Physical-Chemical Property Data for α-, β-, and γ-Hexachlorocyclohexane[J]. Journal of Chemical Engineering Data, 49(2): 173-185.

YUAN L X, QI S H, WU X G, et al. 2013. Spatial and temporal variations of organochlorine pesticides (OCPs) in water and sediments from

Honghu Lake, China[J]. Journal of Geochemical Exploration, 132: 181-187.

ZHANG J, LIU F, CHEN R B, et al. 2012. Levels of polychlorinated biphenyls and organochlorine pesticides in edible shellfish from Xiamen (China) and estimation of human dietary intake[J]. Food and Chemical Toxicology, 50(12): 4285-4291.

ZHAO Z H, ZHANG L, WU J L, et al. 2009. Distribution and bioaccumulation of organochlorine pesticides in surface sediments and benthic organisms from Taihu Lake, China[J]. Chemosphere, 77(9): 1191-1198.

計(jì)勇, 陸光華, 秦健, 等. 2010. 太湖北部灣沉積物有機(jī)氯農(nóng)藥殘留特征及評價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 29(3): 551-555.

王曉蓉. 1994. 環(huán)境化學(xué)[M]. 南京: 南京大學(xué)出版社: 3.

謝津平. 2008. 應(yīng)用Silas技術(shù)測量太湖湖底淤泥[D]. 天津: 天津大學(xué): 6.

袁旭音, 王禹, 陳駿, 等. 2003. 太湖沉積物中有機(jī)氯農(nóng)藥的殘留特征及風(fēng)險(xiǎn)評估[J]. 環(huán)境科學(xué), 4(1): 121-125.

Water-to-Sediment Exchange of Organochlorine Pesticides in Taihu Lake

QI Xuekui1,2, MA Zhaohui2, WANG Ying2, JIANG Xia3, JIN Jun2,4*, WANG Yu1
1. Beijing Center for Physical and Chemical Analysis, Beijing 100089, China; 2. College of Life and Environmental Science, MinZu University of China, Beijing 100081, China; 3. Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China; 4. Beijing Engineering Research Center of food environmental and health, Beijing 100081, China

Organochlorine pesticides (OCPs) are important persistent organic pollutants (POPs), Because of their half-volatility, persistence, and high toxicity in the environment and biological accumulation through the food web, OCPs have done great harm to the environment and human health. OCPs are able to migrate between the different environmental media, proceed to long-range transport in the air, and lead to global environmental problems. High level of OCPs in the Taihu Lake Region was reported by the latest research. In order to understand the sources and the environmental behaviors of these OCPs in the Taihu Lake, the contents of OCPs in both water and sediment samples from Zhushan Bay of Taihu Lake were determined by GC-MS. The potential sources and water-sediment exchange flux of OCPs was discussed. The results indicated that HCB were the most dominant compounds in the sediment, and the content was 2.33 ng·g-1(DW). Relative higher contents of OCPs were p,p’-DDT, p,p’-DDE and β-HCH, the contents were 0.67 ng·g-1, 0.64 ng·g-1and 0.37 ng·g-1, respectively. It can be seen from the OCPs in Taihu Lake water samples, the highest content of p,p?-DDT was 426.26 pg·L-1, followed by α-HCH and endosulfan which contents were 289.99 pg·L-1and 215.20 pg·L-1. According to ratio of α-HCH/γ-HCH and HCHs source analysis, it can be found that HCHs pollution in Taihu Lake came from the use of industrial HCHs and lindane. The net exchange flux of HCHs were release fluxes, indicating the tendency to transfer these contaminants from sediment to water. This implies that the residue of HCHs in the lake sediment might have been an important source of HCHs to the water. The ratio of p,p’-DDT/p,p’-DDE in water bodies is much larger than 1, and the net exchange flux of p,p’-DDT were deposition fluxes, indicating the new sources of input. It is notable that the fluxes for endosulfan I also followed the same pattern as p,p’-DDT, reflecting there were probably new sources to the Taihu Lake.

Taihu Lake; water; sediment; exchange flux; organochlorine pesticides

X131.2

A

1674-5906（2014）12-1958-06

國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)（2008ZX07101-010-04-1）；中央民族大學(xué)一流大學(xué)一流學(xué)科建設(shè)項(xiàng)目（YLDX01013）；北京市科技計(jì)劃課題（Z131110000613072）

亓學(xué)奎（1986年生），男，碩士研究生，主要研究方向?yàn)榄h(huán)境有機(jī)污染物的分析與控制。E-mail: qixkll@163.com

?金軍，教授。E-mail: Junjin3799@ yahoo.com.cn

2014-09-16

亓學(xué)奎，馬召輝，王英，姜霞，金軍，汪雨. 有機(jī)氯農(nóng)藥在太湖水體-沉積物中的交換特征[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2014, 23(12): 1958-1963.

QI Xuekui, MA Zhaohui, WANG Ying, JIANG Xia, JIN Jun, WANG Yu. Water-to-Sediment Exchange of Organochlorine Pesticides in Taihu Lake [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2014, 23(12): 1958-1963.