洞庭湖支流枯水期表層水和沉積物中氯苯甲醚類化合物分布特征與生態(tài)風險*

黃潔鈺,任 敏,趙高峰，王曉燕

(1：首都師范大學資源環(huán)境與旅游學院，北京 100048) (2：水利部信息中心，北京100053)

氯苯甲醚類化合物(chloroanisoles，CAs)是由不同個數氯取代茴香醚苯環(huán)上的氫而形成的，共包含19種化合物，按氯取代個數可分為一氯苯甲醚(chloroanisole，CA)、二氯苯甲醚(dichloroanisole，DCA)、三氯苯甲醚(trichloroanisole，TCA)、四氯苯甲醚(tetrachloroanisole，TeCA)和五氯苯甲醚(pentachloroanisole，PCA)[1]. 例如葡萄酒和飲用水中普遍存在和亟待去除的嗅味物質(如2,4,6-TCA)，以及具有遠距離遷移屬性的持久性有機物PCA. 環(huán)境中CAs主要來自于氯酚類化合物(chlorophenols，CPs)及其他與CAs結構相似的氯代烴(如六氯苯、林丹和五氯硝基苯等)[1]. 特別是五氯酚(PCP)曾被長期作為滅藻劑、殺蟲劑、殺菌劑、除草劑和木材防腐劑等被施放到環(huán)境中[2-3].

目前，PCP與PCA已被斯德哥爾摩公約列為優(yōu)先控制的持久性有機污染物，其具有持久性、難降解和可遠距離遷移的特點. 實地條件下PCP會發(fā)生甲基化作用形成PCA，并且PCP和PCA都會滲入到沉積物中并累積[3-4]；二者均有肝毒性、致癌性、免疫毒性、神經毒性和生殖毒性[3]，易沿食物鏈富集，在脂肪等生物組織中積累[5]，最終可能會對水生生態(tài)和人類健康造成危害[3,6]. 在地表水、沉積物、水生生物、松針、土壤、空氣中均能檢測到PCA[2,7-8]，由于存在較大毒性，PCA環(huán)境風險較其他CAs更受到研究者的重視. 環(huán)境中的PCP會轉化為氯化程度較低的CPs和CAs，如一氯苯酚、二氯苯酚、三氯苯酚、四氯苯酚、TeCA和PCA[9-10]. 由于缺乏已知的人為來源，通常認為PCP的微生物甲基化是環(huán)境中PCA的唯一來源[3,8]. 而在有氧環(huán)境下，真菌可以將CPs甲基化為CAs[10-11]；另有研究表明，在厭氧條件下，PCA會經過脫甲基作用形成PCP[12]. 另外，飲用水消毒過程也會產生CAs. 2-CA、4-CA、2,4-DCA、2,6-DCA、2,3,6-TCA和2,3,4,6-TeCA等具有土霉味，是影響葡萄酒質量、引起飲用水嗅味事件和造成空氣嗅味污染的物質. CAs研究主要集中于葡萄酒[13-15]、飲用水[16-18]和空氣[5,19-20]中的污染，而對于水環(huán)境中的CAs研究較為欠缺.

湖泊是地表水體的重要組成部分，在供水、調蓄、漁業(yè)、旅游和維持生態(tài)系統(tǒng)多樣性及物質循環(huán)等方面具有重要意義，同時湖泊還是許多有毒有害物質的重要蓄積庫及二次污染源[5,19-20]. 洞庭湖處于湖南省北部長江中游荊江南岸，是我國第二大淡水湖[21]，也曾是血吸蟲重要的滋生繁殖地，歷史上血吸蟲病流行的重災區(qū)[22]. 自1950s開始，我國大量使用PCP來遏制洞庭湖區(qū)血吸蟲病傳播，譚大等[23]報道2003年湖南是我國釘螺面積最大的省份，環(huán)洞庭湖區(qū)的岳陽、常德和益陽是全國四大PCP消費城市；益陽市血吸蟲病流行村個數占湖南省的28%，PCP消費量占全國消費量的9.89%. 益陽市南縣是歷史上典型的血吸蟲病疫區(qū)，洞庭湖支流澧水、藕池河和沱江流經南縣匯入洞庭湖. 目前，該區(qū)域的PCP濃度接近我國《地表水環(huán)境質量標準》(GB 3838-2002)對PCP的標準限值，其潛在的污染風險不可忽視[10]. PCP的施放對水生環(huán)境與人類健康危害極大，現雖已停用但其影響仍在持續(xù)，目前已經受到了國內學者的關注[10,24-25]，而對于其降解轉化造成的CAs污染卻鮮有研究.

本研究以南縣澧水、藕池河、沱江和內河為研究區(qū)，運用氣相色譜-質譜聯用儀(gas chromatography-mass spectrometer，GC-MS)技術測定分析研究區(qū)表層水與沉積物CAs的賦存狀況，討論空間分布特征及區(qū)域CAs的污染風險，以期為保護當地居民用水安全、維護洞庭湖水域生態(tài)健康與安全提供科學依據.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)和樣品采集

湖南省益陽市南縣是典型的血吸蟲病湖沼型流行區(qū)，為湖南省6個血吸蟲病重度流行縣之一，茅草街鎮(zhèn)處在湘、資、沅、澧、赤磊洪道、藕池西支和沱江這七大水系交匯處，澧水、藕池河和沱江是位于該區(qū)的主要洞庭湖支流. 該區(qū)屬亞熱帶季風濕潤氣候區(qū)，年平均溫度16～18℃，多年平均降水量1200～1600 mm[26]. 澧水發(fā)源于湖南省桑植縣杉木界，流域內降水量年內變化大，暴雨徑流量大，山高坡陡，河谷深切，廣大中下游區(qū)植被稀少，荒山跡地，生態(tài)效益低下，是湖南省水土流失嚴重地區(qū)之一[26-27]. 藕池河由長江藕池口發(fā)源，分化為東中西三支，河道淤塞萎縮快，行洪能力差；斷流時間長，兩岸用水矛盾突出[28]. 沱江屬季節(jié)性河流，每年只有6-8月漲水時才能通航，10月至翌年4月份基本斷流，河泥沙淤積嚴重.

圖1 采樣點位置Fig.1 Location of sampling sites

樣品采集于2016年11月(枯水期)，在洞庭湖的3條支流和內河布設了45個采樣點(圖1)，其中，澧水(LS)布設12個采樣點，藕池河(OCH)11個采樣點，沱江(TJ)19個采樣點，內河(NH)3個采樣點. 每個采樣點取水面以下5 cm處水樣400 mL，采集表層0～5 cm的沉積物400 g，每個采樣點采集樣品后均放入裝有冰塊的保溫箱中快速運回實驗室. 水樣使用0.45 μm微孔濾膜過濾，除去藻類和細菌，使水樣更穩(wěn)定，放入4℃的冷藏室進行保存.

1.2 試劑與儀器

甲醇、正己烷、丙酮均為農殘級(J.T.Baker公司，USA)；氯化鈉為分析純(國藥集團化學試劑有限公司)，使用前置于400℃的馬弗爐中2 h，然后放于干燥器中密閉保存、備用；無水硫酸鈉為分析純(國藥集團化學試劑有限公司，使用前置于600℃的馬弗爐中6 h，然后放于干燥器中密閉保存、備用)；超純水(經MILLIQ系統(tǒng)純化，電阻率為18.2 MΩ·cm)；12種CAs標準品(純度≥98%，Dr.Ehrenstorfer公司，Germany)；萃取頭(85 μm羧乙基/聚二甲基硅氧烷，Supelco公司，USA)；硅藻(Agilent公司，USA)；活化硅膠(Merck，Darmstadt，Germany，使用前置于550℃的馬弗爐中6 h，然后于干燥器中密閉保存、備用).

馬弗爐(余姚市亞星儀器表有限公司)；PC-420D-數字型磁力加熱攪拌裝置(Corning公司，USA)；15 mL固相微萃取專用樣品瓶(Supelco公司，USA)；氣相色譜-質譜儀(6890GC/5975MS，Agilent公司，USA)；色譜柱DB-5MS(30 m×250 μm×0.25 μm，Agilent公司，USA)，加速溶劑萃取儀(300，DIONEX，USA)；旋轉濃縮儀(LABOROTA 4000，Heidolph公司，Germany)；冷凍干燥機(Alpha 2-4，Christ公司，Germany)；氮吹儀(N-EVAP-12，Organomation 公司，USA).

1.3 樣品預處理

取10 mL地表水樣品，用磁力攪拌裝置進行升溫，轉速為1150 r/min. 待水浴溫度達到恒定80℃時，用頂空固相微萃取法進行萃取，萃取時間為40 min，設置攪拌速度1150 r/min. 萃取后立即轉移至氣相色譜-質譜儀檢測.

每個沉積物稱重0.3 kg，除去大的顆粒物和植物后，經冷凍干燥處理，研磨過200目篩備用. 準確稱取10 g 過篩沉積物樣品和足量硅藻到加速溶劑萃取儀進行萃取，萃取溶劑為正己烷和丙酮(1∶1，V/V). 萃取完成后，于旋轉濃縮儀中旋轉蒸發(fā)至3～5 mL，過活化硅膠小柱，用20 mL正己烷洗脫，洗脫液旋轉蒸發(fā)至3～5 mL，用氮吹儀氮吹至近干，用甲醇清洗定容后待GC-MS檢測.

1.4 GC-MS測定

氣相色譜-質譜儀采取無分流進樣方式，使用DB-5MS毛細管柱，載氣為氦氣；恒流1.5 mL/min；進樣時間：2 min；進樣口溫度：300℃；檢測器溫度：280℃；程序升溫：初始溫度50℃，保持1 min，5℃/min升溫至180℃，保持1 min，20℃/min升溫至285℃. 采用SIM模式下無分流進樣方式進行檢測，電子轟擊源(EI)；電子能量為70 eV；離子源溫度為230℃；傳輸桿溫度為250℃；溶劑延遲：9 min；總離子掃描(TIC)質量數范圍為：90～300 m/z；掃描時間為9.0～33.25 min.

1.5 質量保證與控制

排除背景干擾：玻璃器皿依次用洗漆劑、重鉻酸鉀洗液浸泡，用自來水、去離子水漂洗，再用供箱烘干，使用前分別用甲醇、丙酮、二氯甲烷潤洗. 每10個樣品添加一個溶劑空白和程序空白，避免背景污染.

標準曲線與檢出限：運用外標法定量，水樣標準曲線質量濃度梯度為1、5、10、20和50 ng/L，沉積物標準曲線含量梯度為5、10、62.5、125、250、500和1000 ng/g. 樣品的最低檢測限(LOD)以3倍信噪比(S/N)計算得到[29]，水樣方法檢出限小于0.19 ng/L，沉積物樣品方法檢出限小于0.09 ng/g，線性復相關系數均滿足r2>0.98(表1).

表1 12種CAs化合物的檢出限與加標回收率

準確度和精密度：為保證方法的準確性與可靠性，實驗過程中進行了加標回收率實驗. 依據樣品加標回收率原理，配置兩種不同含量的CAs混合標準樣(水樣為10和50 ng/L，沉積物樣品為50和500 ng/g)進行回收率實驗，每個水平重復6次. 表層水的加標回收率實驗中，回收率范圍為95.5%～115.1%，相對標準偏差不大于14%；沉積物的實驗中，回收率范圍為87.7%～106.6%，相對標準偏差不大于17%(表1).

1.6 數據分析

運用SPSS 22.0統(tǒng)計分析軟件對45個采樣點檢測數據進行處理與分析，用Origin 9軟件進行繪圖分析.

2 結果與討論

2.1 整體CAs濃度分布特征

為了便于分析，將CAs按氯原子取代數分為CA、DCA、TCA、TeCA和PCA. 表2中總結了各采樣點表層水與沉積物中不同CAs的范圍、平均值、標準差和檢出率. 在澧水、藕池河、沱江河采樣點的表層水和沉積物中均能檢測出CAs. 本研究將各支流的五類CAs的平均濃度的加和視為該支流的總CAs濃度. 從整體上看，澧水、藕池河和沱江表層水中總CAs分別為18.94、8.83和4.14 ng/L，澧水表層水中總CAs高出藕池河兩倍之多；3條河流沉積物中CAs分別為2.86、3.61和4.07 ng/g.

表2 洞庭湖各支流CAs

ND指在檢出限以下.

通過Pearson相關分析(表3)可知，表層水中不同氯取代個數CAs兩兩之間均存在顯著相關關系(P<0.05)，沉積物中僅有部分CAs間(CA與DCA、DCA與PAC、TCA與TeCA、TCA與PCA和TeCA與PCA)存在顯著相關關系(P<0.05). 這表明表層水中不同氯取代個數CAs間存在相互影響，而沉積物中高氯取代CAs(TCA、TeCA和PCA)之間的相互聯系較強，而高氯與低氯取代(CA和DCA)之間的相互聯系較弱.

通過ANOVA單因素方差分析以及最小顯著性差異法(LSD)檢驗(表4)可知，3條河流表層水的CAs濃度之間存在顯著性差異(P=0.00<0.05)，而沉積物CAs之間不存在顯著性差異(P=0.68>0.05). 這說明，3條河流的沉積物總CAs仍處于同一污染水平；而各支流表層水總CAs則體現出不同水平的污染程度，澧水表層水CAs濃度最高，其受污染最嚴重. 吳正勇等[10]對本區(qū)域酚類化合物的研究表明，澧水中PCP的濃度均為3條河流最高，考慮CAs與PCP的轉化關系，本研究的結果與吳正勇等的研究結果一致.

為了解研究區(qū)CAs的總體分布，我們依據3條支流所有采樣點表層水和沉積物的CAs，通過K平均值聚類分析將42個樣點分為5類(圖2，表5). 第1類僅包含1個樣點(OCH9)，其特點為表層水中的CAs濃度相對較低，主要為CA；沉積物中的CAs含量相對較高，以高氯取代的CAs為主，尤其是PCA. 研究區(qū)約50%的采樣點聚集至第2類，表層水和沉積物中的CAs均相對較少，其中CA貢獻較高，整體上CAs污染程度相對較低. 第3類分布在藕池河和澧水下游，其特點為：表層水CAs濃度相對處于中高水平，各CAs貢獻較為平均；沉積物CAs含量相對較低，而以高氯取代的CAs為主. 而第4類主要分布在澧水上游，特點為表層水CAs濃度相對較高，以高氯取代的CAs為主；沉積物CAs含量相對較低，各類CAs貢獻較為平均. 約43%的采樣點聚集至第3、4類，其表層水CAs污染程度相對均較高而沉積物CAs污染較低. 第5類僅包含TJ9，其表層水CAs濃度相對處于中低水平，CA的貢獻較高；沉積物CAs含量相對較高，主要為CA. 可見，表層水CAs濃度高的點位個數比沉積物的多，表明研究區(qū)CAs污染的主要表現為表層水污染，水體是污染物的主要賦存介質.

表3 不同氯取代個數CAs間的Pearson相關系數

1)為P<0.01，2)為P<0.05.

表4 不同支流CAs間的LSD檢驗

1)平均值差異在0.05層級顯著.

2.2 各支流CAs濃度分布特征

澧水表層水中不同CAs均能被檢出，各個采樣點的高氯取代CAs濃度較高，三者共占總CAs濃度的73.75%，其中TCA平均濃度最高. 沉積物中，僅TCA檢出率達到100%；高氯取代CAs共占總量的68.89%，其中PCA平均含量最高. 澧水表層水和沉積物中的CAs污染物均以高氯取代CAs為主(圖3). TCA是水中土霉味的主要來源，其嗅閾值小于4 ng/L[1]，澧水表層水中的TCA濃度接近或超過該值，其造成的水體嗅味污染需要引起重視.

表5 所有采樣點最終聚集中心

圖2 采樣點聚類分布Fig.2 Clustering results for all sampling sites

藕池河中不同CAs均能被檢出，各個采樣點表層水中CA濃度最高，占比為27.27%，DCA次之，占比為21.33%；高氯CAs共占總濃度的51.41%. 沉積物中除OCH8、OCH9樣點之外，各CAs含量均<1 ng/g，CA、DCA檢出率較低，高氯取代CAs檢出率均為100%，三者含量較高，共占比高達93.38%. 可見，藕池河表層水中的CAs污染物以低氯取代CAs占比較高(圖3)，而沉積物中的CAs污染物以高氯取代CAs占比較高. 結合澧水采樣點分析可知，隨著氯原子數目的增加，由于CAs的蒸氣壓降低，沸點升高，辛醇-水分配系數增大，親脂性隨之升高且水溶性降低[5]，化合物被分配到沉積物的趨勢也隨之增加[30].

沱江各個采樣點表層水中檢出率為100%的污染物為CA、DCA和PCA，其中CA占比最高，達28.26%，超出其他CAs濃度的30%～80%；高氯CAs占54.55%. 沉積物中CA占比最高，達56.18%；高氯CAs占24.44%. 可以看出CA是沱江表層水和沉積物中的主要污染物(圖3). 在沱江表層水與沉積物中，CA均最高，其可能原因有二：(1)沱江PCP使用較少、濃度較低，高氯CAs已逐漸降解為低氯CAs；(2)沱江可能存在其他CA的污染源.

內河采樣點較少，CAs檢出率也較低. 內河表層水中僅NH1采樣點檢測到PCA的存在，濃度為0.31 ng/L. 內河沉積物中CA、DCA平均含量分別為1.58和0.75 ng/g，高氯取代CAs很少檢測到，僅NH2采樣點檢測到2,3,6-TCA 0.05 ng/g，NH1采樣點檢測到PCA 0.35 ng/g. NH1～NH3采樣點的CA和DCA含量都有上升，NH3采樣點為內河排污口，可以推斷該河流CAs污染來自排污口排放的污水. 研究表明，當飲用水中出現苯甲醚時，苯甲酸和氯發(fā)生反應生成CA、DCA、TCA[30]. 因此，內河CAs可能來自于PCP的降解以及居民用水中苯甲醚的轉化.

圖3 三條支流表層水(a)和沉積物(b)中CAs組成及占比Fig.3 Proportion of CAs in surface water (a) and sediment (b) along three tributaries

2.3 各支流CAs空間分布特征

2.3.1 表層水 從上游至下游，澧水和藕池河的表層水中CAs濃度呈現波動下降的趨勢(圖4a1，4b1). 澧水上游采樣點LS1～LS4以及藕池河上游采樣點OCH1、OCH2的河道狹窄，水流速度快，不易于懸浮物沉降；下游河道變寬，水流速度相對減慢，水量變大，水中的污染物得到了稀釋；而且水流減慢有利于懸浮物沉降，因此污染物在下游由表層水向沉積物中轉移[30].

而由于沱江表層水中CAs濃度較低，并且采樣時間為枯水期，水流流速慢，不利于污染物擴散，從上游到下游表層水各CAs(CA除外)濃度有波動但無明顯趨勢，僅CA濃度呈現波動上升趨勢，河道中可能存在CA的污染源(圖4c1). 采樣點TJ19位于沱江洞庭湖交匯口，有研究表明在干旱季節(jié)河流底流流速較高，并且有河水倒灌的影響，河口附近的區(qū)域在干旱季節(jié)有機氯農藥累積的風險較高[31].

2.3.2 沉積物 澧水沉積物中CAs有上升的趨勢(圖4a2). LS2～LS4采樣點CAs總含量較低，基本只有TCA. LS2～LS4樣點處在澧水下游的沙洲(再西洲)的東側，該段河道較窄，水流速度較快，不利于污染物沉積[32]. LS7、LS8和LS11樣點PCA含量較高，這兩個樣點位于八角山村，居民人口較周圍區(qū)域多，為了防治人畜感染血吸蟲病，曾大量施用含PCP農藥[10]，存在較大的安全隱患. LS10～LS12樣點南邊是南嘴鎮(zhèn)，可能曾施放過PCP；并且位于河道轉彎處，LS12樣點靠近茅草街大橋，污染物易隨泥沙在該處沉積，因此沉積物中CAs含量也較高[33].

藕池河沉積物中，除OCH8、OCH9樣點之外，從上游到下游各CAs含量無明顯變化趨勢，且均小于1 ng/g(圖4b2). OCH8、OCH9樣點沉積物中污染物濃度較高，尤其是高氯CAs，說明該處可能存在污染源. OCH8樣點(茅草街大橋)、OCH9樣點(拓普造紙廠)的CAs含量遠高于周圍其他點，于OCH9樣點處達到峰值，說明該點是一個CAs污染源. 其沉積物中高濃度CAs可能主要由造紙廠施用的PCP木材防腐劑等降解產物進入沉積物造成的[3]. OCH8樣點CAs含量較高，一方面可能因為OCH9樣點污染物的擴散，另一方面因為茅草街大橋具一定的阻礙作用[34]，導致水流變慢，易于污染物沉積.

沱江沉積物中各CAs(CA除外)含量從上游到下游有波動但無明顯趨勢，和表層水變化較為一致(圖4c2). 通過Pearson相關性分析可知，沱江表層水與沉積物中的CAs呈顯著相關性(P<0.05)，相關系數為0.538. 這可能與沱江枯水期多斷流、水流流速較慢有關，該條件有利于污染物在固液兩相間的分配達到平衡[35]. 入水口淤泥、積沙的環(huán)境為釘螺的繁衍創(chuàng)造了良好的條件，為了更好地消滅釘螺，大量使用含有PCP的農藥滅螺；同時水中攜帶大量的污染物隨泥沙在此聚集，也是出水口CAs濃度較高的原因[36- 37]. 在沱江表層水與沉積物中，CA濃度均為最高，其可能原因為：(1)沱江PCP使用較少，水和沉積物中PCP原始濃度較低[10]，高氯CAs已逐漸降解為低氯CAs；(2)沱江可能存在其他CA污染源.

綜上所述，沉積物中各CAs含量的空間變化在三支流間差異較大，可能受到河道自然形狀和沿岸人類活動類型的影響.

圖4 三條支流表層水和沉積物中CAs分布特征Fig.4 Distribution characteristics of CAs in surface water and sediment along three tributaries

2.4 PCA賦存狀況與生態(tài)風險

為了更好地了解研究區(qū)域表層水和沉積物中CAs的賦存現狀，將本研究結果與國內外已有研究進行對比. 由于國內外關于環(huán)境中的CAs報道較少，由于PCA是CAs中毒性最強、環(huán)境風險最大的物質，有一些研究報道了PCA的環(huán)境濃度，但數量有限(表6). 其中，本研究澧水表層水中的PCA濃度水平高于我國長江地區(qū)和瑞典Stenungsund地區(qū)，藕池河和沱江表層水中的PCA濃度水平與瑞典Stenungsund地區(qū)的研究相近；由于美國Leary Weber Ditch和Morgan Creek地區(qū)屬于農業(yè)集水區(qū)，距離污染源較近，且距離PCP釋放的時間較短，PCA濃度遠高于本研究以及其他研究的報道. 藕池河沉積物中的PCA最大含量8.13 ng/g為所有地區(qū)中最高的，美國Mississippi River的7.4 ng/g位居第二，我國沱江和澧水沉積物中的PCA含量低于美國Mississippi River，略高于我國黃海、長江以及瑞典和埃及等地. 本研究與其他研究可能存在時間與空間上的差異，但從整體上看本研究區(qū)PCA的賦存量處于普通水平.

表6 國內外水體與沉積物中PCA的比較

ND指在檢出限以下.

由于國內外關于CAs毒性研究主要集中于PCA，而PCA也是CAs中毒性最強、環(huán)境風險最大的物質，因此僅討論PCA的生態(tài)風險. 魚類的PCA急性半數致死濃度(LC50)為650 μg/L～1.2 mg/L，無脊椎動物PCA的LC50為10～27 μg/L[3]. 而對于斑馬魚(Daniorerio)幼體，在受精后96 h暴露下 LC50為21.8 μg/L，并且觀察到了亞致死作用，引起發(fā)育畸形、出血或影響心臟功能，說明PCA具有一定的發(fā)育毒性[45]. 本研究區(qū)各點位表層水的PCA濃度為0.18～9.63 μg/L，大部分點位低于上述濃度，僅一個點位接近無脊椎動物的LC50下限，因此目前來看，研究區(qū)PCA對水生生物不會造成太大的影響，但也可能影響其生殖與發(fā)育. PCA對于陸生生物也具有一定的毒性，小鼠(mice)口服PCA的LC50為318～331 mg/kg，大鼠(rat)口服PCA的LC50≥ 500 mg/kg[46]. PCA與雄性大鼠良性嗜鉻細胞瘤(腎上腺腫瘤)發(fā)病率和雄性小鼠良性嗜鉻細胞瘤(腎上腺腫瘤)和血管肉瘤(急速擴張性肝癌)發(fā)病率呈相關性[3]. 從慢性角度來看，PCA屬于環(huán)境內分泌干擾物，可能會作用于內分泌系統(tǒng)，從而導致肝中毒、致癌，具有免疫毒性、生殖毒性和神經毒性[3].

PCA溶于水，在土壤以及沉淀物中不具備移動性或移動性較低，已有實驗室條件下研究發(fā)現PCA會從水中揮發(fā)，但不會從土壤中揮發(fā)[2]. 目前已有多項研究在空氣中監(jiān)測到了PCA以及其他持久性有機物(常見的有機氯農藥、多氯聯苯、六氯丁二烯、六氯環(huán)己烷等)[2]. PCA和PCP之間存在相互轉化關系，二者還可能與其他持久性有機污染物相互作用產生毒性(如六氯苯、林丹及其異構體和全氟辛烷磺酸等)，不能排除PCA與其他持久性有機物對人體造成疊加危害的可能[3,47]. 盡管有研究指出PCA不會在人體內進行生物累積，因為它會迅速代謝(脫甲基)為PCP，然后經代謝排出體外[3]，但PCA經過環(huán)境遷移后很可能會通過大氣或水體進入人體，就目前人體中檢測到的PCA濃度，不能排除其毒性會使人體產生相關的不良反應[3]. 因此，PCA對人類健康和環(huán)境存在的潛在風險不可忽視.

3 結論

綜上所述，本研究測定洞庭湖疫區(qū)澧水、藕池河和沱江3條支流表層水和沉積物中的CAs并分析了研究區(qū)CAs的分布特征和生態(tài)風險，研究表明：(1)澧水、藕池河和沱江表層水中總CAs體現出不同水平的污染程度，污染程度為澧水>藕池河>沱江；就沉積物中總CAs濃度而言，3支流處于相同污染水平. 研究區(qū)CAs污染的主要表現為表層水的污染，水體是污染物的主要賦存介質. (2)澧水表層水和沉積物中的CAs污染物以高氯取代CAs(TCA、TeCA和PCA)為主，分別占73.75%和68.89%；藕池河表層水中的低氯取代CAs占比較高(48.59%)，而沉積物中以高氯取代CAs為主(93.38%)；沱江表層水和沉積物中的CAs污染物均以CA為主，分別占28.26%和75.56%. (3)空間分布上，從上游到下游澧水和藕池河的表層水中CAs呈現波動下降的趨勢；澧水沉積物中CAs呈上升趨勢，藕池河沉積物中CAs無明顯變化趨勢；沱江表層水和沉積物中CA呈波動上升趨勢，其他CAs有波動但無明顯變化趨勢. (4)本研究區(qū)水中的PCA濃度對水生生物不會造成太大的影響，但其對人類健康和環(huán)境的潛在風險不可忽視.