楊莊煤礦區(qū)農(nóng)田塌陷水域多介質(zhì)OCPs污染特征及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)研究

周曉芳，高良敏，陳曉晴，查甫更，王新富

（安徽理工大學(xué)地球與環(huán)境學(xué)院，安徽 淮南 232001）

有機(jī)氯農(nóng)藥（OCPs）作為經(jīng)濟(jì)效益和實(shí)用價(jià)值并存的廣譜殺蟲劑，20 世紀(jì)中后期曾被中國(guó)廣泛應(yīng)用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中。OCPs作為含有一個(gè)或幾個(gè)苯環(huán)的氯衍生物，化學(xué)結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，大部分單體具有共同的理化特征：半揮發(fā)性、高脂溶性和高毒性，在環(huán)境中遷移方式多樣、影響范圍廣、降解時(shí)間長(zhǎng)[1-2]。當(dāng)OCPs 通過大氣沉降、地表徑流等途徑進(jìn)入水環(huán)境后[3]，大部分單體很快轉(zhuǎn)移至沉積物的有機(jī)質(zhì)和動(dòng)物脂肪內(nèi)，而水體-底泥系統(tǒng)受吸附解析作用影響時(shí)OCPs 在各介質(zhì)中相互轉(zhuǎn)化，通過生物蓄積和放大作用后，影響周圍居民和動(dòng)植物安全[4]。

農(nóng)田塌陷水域是在采煤活動(dòng)影響下形成的一種特殊水體，此類水體底泥由原農(nóng)田土壤垂直沉降形成，既保留塌陷前農(nóng)田土壤的部分原有特性，又受采礦廢水和上游水土流失帶入的OCPs 污染，同時(shí)還承擔(dān)著和自然水體相同的養(yǎng)殖、灌溉等生產(chǎn)生活責(zé)任[5-6]。由于國(guó)內(nèi)外學(xué)者多數(shù)集中在對(duì)河流、湖泊、海灣等普通水域的OCPs污染研究[7]，而對(duì)此類因采煤沉陷形成的特殊水域研究極少。近年來隨著地表塌陷情況加劇，部分潘集礦沉陷區(qū)受降雨及高潛水位影響成為積水區(qū)，當(dāng)?shù)鼐用襁€經(jīng)常利用塌陷塘進(jìn)行養(yǎng)殖、灌溉等生產(chǎn)活動(dòng)，從而形成特殊的采煤沉陷區(qū)水生態(tài)環(huán)境。因此本文以潘集礦沉陷時(shí)間較長(zhǎng)、面積較大的農(nóng)田塌陷水體——楊莊塌陷區(qū)為研究對(duì)象，對(duì)水體-底泥中溶解態(tài)、懸浮態(tài)和沉積態(tài)OCPs 的特征污染物六六六（HCHs）和滴滴涕（DDTs）的分布規(guī)律、來源及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行探討，從而為礦區(qū)農(nóng)田塌陷水體污染防治及環(huán)境修復(fù)提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

潘一礦楊莊采煤塌陷區(qū)的覆水時(shí)間約25 a[8]，水域面積5.22 km2，平均水深3.6 m。根據(jù)《水質(zhì) 湖泊和水庫(kù)采樣技術(shù)指導(dǎo)》（GB/T 14581—1993）和《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 3838—2002）等標(biāo)準(zhǔn)，在保證總體布局比較均勻的情況下，結(jié)合研究區(qū)主要水流流向并兼顧周圍如入河口、矸石山、住宅、稻田和水產(chǎn)養(yǎng)殖等關(guān)鍵區(qū)域進(jìn)行采樣點(diǎn)布設(shè)，于2016 年7 月17 日布設(shè)水體采樣點(diǎn)7個(gè)和底泥采樣點(diǎn)12個(gè)，采樣點(diǎn)分布情況見圖1。采集水樣各4 L，使用BEEKER 型柱狀底泥采樣器（荷蘭BWT2-04.23.SB 型）采集0～20 cm 底泥，裝入錫箔紙遮光包裹的棕色玻璃瓶中并用冰袋做冷藏處理后，立即送回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行冷凍干燥。水樣取1 L 過0.45 μm 濾膜，用錫紙將使用過的濾膜包好后與經(jīng)篩分后的底泥樣品一起放入-20 ℃冰箱保存，抽濾過的水樣中加入10 mL 甲醇固定劑和100 μL 代標(biāo)（2，4，5，6-四氯-間二甲苯）后于4 ℃冷藏并在7 d內(nèi)完成檢測(cè)。

1.2 樣品提取及分析過程

1.2.1 樣品提取

（1）水樣：依次使用3 mL、CH2Cl2、3 mL CH3OH 和3 mL 超純水對(duì) SPE（Solid-Phase Extraction）小柱活化，再將已抽濾過的待測(cè)水樣過柱，控制流速在10 mL?min-1，期間始終保持液面略高于柱內(nèi)填充物且廢液以滴落形態(tài)流出。待水樣全部過柱，取5 mL 超純水淋洗小柱同時(shí)開啟抽濾機(jī)進(jìn)行干燥，待小柱干燥后向小柱中加入8 mL洗脫液[V（正己烷）∶V（CH2Cl2）=7∶3]并浸泡，5 min 后將小柱中洗脫液全量收集并通入已填好4 cm 無水Na2SO4的層析柱進(jìn)行脫水處理，再將收集液全量轉(zhuǎn)移至氮吹儀中，緩慢濃縮至1.5 mL時(shí)加入2 mL 正己烷進(jìn)行洗滌，反復(fù)兩次直至濃縮液近干后轉(zhuǎn)移到GC-MS 分析瓶中，加入100 μL 五氯硝基苯為內(nèi)標(biāo)，用正己烷定容至1 mL待測(cè)。

圖1 楊莊采樣點(diǎn)位分布圖Figure 1 Distribution of sampling points of Yangzhuang

（2）懸浮物和底泥：?。?0±0.000 5）g 底泥樣品（處理懸浮物樣品時(shí)需將附著有懸浮物的濾膜剪碎）與10 g Na2SO4混合再放入索氏提取器，另取200 mL萃取液[V（C6H14）∶V（CH2Cl2）=1∶1]與 100 μL 代標(biāo)混合，加2 g 脫硫銅片，接入提取器進(jìn)行提??；設(shè)置浴溫50 ℃，將經(jīng)24 h 提取后的提取液過無水Na2SO4層析柱，在圓底燒瓶中旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)至約1 mL；再將濃縮液進(jìn)行第二次過柱，該置換柱從上到下由無水Na2SO4∶硅膠∶Al2O3∶無水Na2SO4=1∶2∶1∶1 組成，保持液面剛好淹沒柱內(nèi)填充物，取50 mL 洗脫液進(jìn)行沖洗，將第二次洗脫液旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)至1 mL 左右，重復(fù)至柱內(nèi)溶劑全為正己烷；最后將洗脫液全量轉(zhuǎn)移至氮吹儀上濃縮置換近干，轉(zhuǎn)移到GC-MS 分析瓶中并加入100 μL 內(nèi)標(biāo)（五氯硝基苯），用正己烷定容至1 mL待測(cè)。

1.2.2 儀器分析條件

本試驗(yàn)選擇PE 公司的GC-MS，包括Clarus 580/680 氣質(zhì)色譜儀和SQ8 MS 質(zhì)譜儀兩個(gè)部分。GC 參數(shù)：色譜柱選擇Elite-5 MS；氦氣流速 1 mL?min-1，不分流進(jìn)樣，進(jìn)樣量1 μL，入口溫度250 ℃；初始溫度80 ℃，以30 ℃?min-1快速升溫至160 ℃，再以3 ℃?min-1緩慢升至265 ℃，其中每次升溫至溫度節(jié)點(diǎn)時(shí)均保溫1 min后再進(jìn)行下一階段升溫。MS參數(shù)：電子轟擊能量70 eV，離子源溫度250 ℃，傳輸線溫度280 ℃，模式選擇Scan 全掃描（范圍50～500 m/z），SIR（選擇離子掃描）模式。工作曲線為測(cè)量前配制，標(biāo)線范圍為 10～500 μg?L-1OCPs 混標(biāo)，濃度梯度點(diǎn)設(shè)置為：10、20、50、100、200、500 μg?L-1。待測(cè)樣品定性分析時(shí)參照標(biāo)準(zhǔn)樣品各色譜峰保存時(shí)間，定量分析采用內(nèi)標(biāo)法計(jì)算。

1.3 質(zhì)量控制和保證（QA/QC）

參照美國(guó)環(huán)保署（US-EPA）推薦的質(zhì)控方法，采用方法空白、平行樣設(shè)定和加標(biāo)空白作為本次試驗(yàn)質(zhì)控的主要方法。其中方法空白：每測(cè)4 個(gè)樣品后插入一個(gè)無水Na2SO4替換樣并用相同測(cè)定步驟進(jìn)行測(cè)定，以此保證正己烷無雜峰，試驗(yàn)結(jié)果響應(yīng)值達(dá)到4.91e7；平行樣設(shè)定：每組試驗(yàn)都設(shè)置一組平行樣，并將相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)誤差控制在20%以下從而保證試驗(yàn)的可重復(fù)性；加標(biāo)空白法：選擇樣品中不存在的代標(biāo)物質(zhì)可以對(duì)測(cè)定過程中的物質(zhì)回收率進(jìn)行測(cè)定，因此選擇前處理實(shí)驗(yàn)前加入2，4，5，6-四氯-間二甲苯作為代標(biāo)物，水樣和底泥的平均回收率分別為70.14%～104.51%和76.28%～122.15%，符合EPA標(biāo)準(zhǔn)。

2 結(jié)果和討論

2.1 楊莊沉陷區(qū)有機(jī)氯農(nóng)藥污染特征

2.1.1 六六六和滴滴涕的質(zhì)量濃度特征

由表1 可知，楊莊采煤沉陷區(qū)內(nèi)除懸浮物未檢出p，p′-DDE，其他7 種OCPs 單體（α-HCH、β-HCH、γ-HCH、δ-HCH 和o，p′-DDT、p，p′-DDD、p，p′-DDT）在3 種介質(zhì)中檢出率達(dá)100%，證明該研究區(qū)域的OCPs在各介質(zhì)中分布相當(dāng)廣泛。

通過表1 對(duì)比各OCPs 單體的水相溶解度和水樣測(cè)量結(jié)果，發(fā)現(xiàn)檢測(cè)結(jié)果總體偏低，符合OCPs疏水性較強(qiáng)的物理性質(zhì)。楊莊水域懸浮態(tài)HCHs 和DDTs 平均值最高，分別達(dá)到 114.86 ng?g-1dw 和 162.21 ng?g-1dw，沉積態(tài)HCHs 和DDTs 質(zhì)量濃度分別為9.90～402.76 ng?g-1dw 和 13.83～844.56 ng?g-1dw，平均值均略低于懸浮態(tài)，由于底泥流動(dòng)性低、混合性差和采樣點(diǎn)差異性，造成數(shù)據(jù)離散程度高（SD=102.2）。此外經(jīng)測(cè)定發(fā)現(xiàn)懸浮態(tài)TOC 平均質(zhì)量濃度為10.53 mg?L-1，略高于沉積態(tài)TOC 平均質(zhì)量濃度9.08 mg?L-1。排除測(cè)量誤差后，根據(jù) Cornelissen 等[9]和 Per 等[10]的研究結(jié)果，該現(xiàn)象可能是由于夏季水溫較高，導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化、浮游生物吸附及底泥OCPs釋放速率加快。

為了進(jìn)一步了解OCPs 的污染狀況，與國(guó)內(nèi)多個(gè)水域進(jìn)行比較發(fā)現(xiàn)（表2），研究區(qū)溶解態(tài)HCHs 含量（60.52～78.69 ng?L-1）低于長(zhǎng)江，超過了千島湖、巢湖、白洋淀和南四湖，略高于微山湖；DDTs 含量（10.35～147.95 ng?L-1）略低于大亞灣，與千島湖及微山湖持平，部分點(diǎn)位略高于長(zhǎng)江，遠(yuǎn)超巢湖、白洋淀和南四湖。懸浮態(tài)HCHs 含量（77.26～170.61 ng?g-1dw）超過長(zhǎng)江南京段、巢湖和大沽河1～1000 倍不等，DDTs 含量（103.67～245.55 ng?g-1dw）與巢湖和大沽河持平，超過南京段近千倍。沉積態(tài)HCHs含量（9.90～402.76 ng?g-1dw）和DDTs含量（13.83～844.56 ng?g-1dw）絕大部分點(diǎn)位均超過對(duì)照區(qū)域（長(zhǎng)江、千島湖、巢湖、白洋淀、微山湖和南四湖），據(jù)現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查發(fā)現(xiàn)，該水域因地處煤炭運(yùn)輸主干道，受矸石山淋溶作用和上游水土流失帶入的有機(jī)質(zhì)影響，導(dǎo)致楊莊采煤沉陷區(qū)蓄積的OCPs 含量較多，并超出一般水域的OCPs 含量。綜合對(duì)比結(jié)果發(fā)現(xiàn)：溶解態(tài)OCPs質(zhì)量濃度略高于自然水域，懸浮態(tài)和沉積態(tài)OCPs 質(zhì)量濃度均大幅度超過自然水域，污染較嚴(yán)重，且夏季懸浮物污染程度大于底泥，因此該塌陷水域污染水平較高，建議進(jìn)行生態(tài)修復(fù)。

表1 楊莊沉陷區(qū)各介質(zhì)OCPs質(zhì)量濃度Table 1 OCPs concentrations in various media in Yangzhuang subsidence area

表2 中國(guó)各地水域的溶解態(tài)/懸浮態(tài)/沉積態(tài)HCHs和DDTs的質(zhì)量濃度Table 2 Concentrations of HCHs and DDTs in water，suspended solids and sediments in waters around China

2.1.2 六六六和滴滴涕的空間分布特征

為了直觀描述整個(gè)塌陷水域內(nèi)DDTs 和HCHs 的空間分布特征，使用ArcGIS 10.2 對(duì)各介質(zhì)中DDTs 和HCHs 進(jìn)行插值分析。由于采樣時(shí)月降雨量達(dá)118.04 mm，環(huán)境中OCPs受地表徑流作用及大氣沉降作用進(jìn)入研究區(qū)域。根據(jù)OCPs 的高脂溶性特征，剛進(jìn)入水體中的OCPs 大部分吸附在懸浮顆粒上，小部分以溶解態(tài)的方式蓄存于水體[21]。因此溶解態(tài)DDTs和HCHs 質(zhì)量濃度分布較平均，部分點(diǎn)位受外界因素影響較大，如點(diǎn)SY05（圖2b）的溶解態(tài)DDTs 含量較少，有研究表明水中浮游植物的生長(zhǎng)可能會(huì)對(duì)溶解態(tài)DDTs 含量有一定的拮抗作用[22]，因此溶解態(tài)DDTs 含量較少；而受降雨影響后入河口水流流量和流速上升，入湖口處懸浮態(tài)DDTs 和HCHs 的最高質(zhì)量濃度點(diǎn)SY03和SY02偏離入河口向水域中心轉(zhuǎn)移（圖2c、圖2d），質(zhì)量濃度隨水流走向呈現(xiàn)先升高后降低趨勢(shì)；沉積態(tài)OCPs整體質(zhì)量濃度分布特征則呈現(xiàn)隨水流方向由西向東逐漸削減的趨勢(shì)，該現(xiàn)象是由于夏季溫度偏高，使得沉積態(tài)OCPs 以解析釋放為主要趨勢(shì)，加上OCPs在底泥中遷移性較差，導(dǎo)致入湖OCPs主要沉積于底泥入河口處（圖2e、圖2f）。

2.2 楊莊沉陷區(qū)有機(jī)氯農(nóng)藥來源解析

HCHs 的來源通常分為兩種，工業(yè)HCHs（α-HCH、β-HCH、γ-HCH、δ-HCH）和林丹（γ-HCH＞99%）[23]。根據(jù)圖3a，溶解態(tài)和懸浮態(tài)中γ-HCH 質(zhì)量分?jǐn)?shù)為30%左右，可能受林丹輸入影響，沉積態(tài)γ-HCH 質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯高于溶解態(tài)和懸浮態(tài)。水流匯集處顆粒物和懸浮物沉降量增加使DN06 點(diǎn)γ-HCH 質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高達(dá)到54.61%。由于各異構(gòu)體穩(wěn)定性不同，環(huán)境中HCHs 降解速率為γ-HCH＞α-HCH＞δ-HCH＞β-HCH[24]，而溶解態(tài)和懸浮態(tài)中4 種異構(gòu)體的比例大小均為α-HCH＜β-HCH＜γ-HCH＜δ-HCH，底泥中主要?dú)埩粑餅棣?HCH 和β-HCH，均不符合降解規(guī)律，可能與短時(shí)間內(nèi)新HCHs 大量進(jìn)入有關(guān)，影響到環(huán)境中各HCHs單體的質(zhì)量濃度特征。

圖2 3種介質(zhì)中HCHs和DDTs的空間分布特征Figure 2 Spatial distribution characteristics of HCHs and DDTs in three media

一般情況下，當(dāng)β-HCH（/α-HCH+γ-HCH）＜0.5時(shí)，說明該區(qū)域存在新HCH 輸入，主要為林丹或大氣源輸入[25]。此外α-HCH 和γ-HCH 作為多種同分異構(gòu)體中揮發(fā)性和持久性最強(qiáng)和最弱的物質(zhì)，常常利用特征比值 α-HCH/γ-HCH 判別 HCHs 來源[26]，當(dāng)比值≤1 時(shí)，HCHs 主要來自林丹。由表3 中可見特征比值α-HCH/γ-HCH＜0.375，可知該地區(qū)的 HCHs 主要來自于林丹使用，且根據(jù)變異系數(shù)大小可見各介質(zhì)受林丹影響的空間差異性順序?yàn)槌练e態(tài)＞懸浮態(tài)＞溶解態(tài)。通過各介質(zhì)散點(diǎn)分布情況（圖4a），進(jìn)一步說明各介質(zhì)近期受林丹輸入影響順序?yàn)樗w＞懸浮物＞底泥，底泥的原農(nóng)田塌陷土壤HCHs 正在降氯分解，而水體中新入林丹正由溶解態(tài)向沉積態(tài)轉(zhuǎn)化。

DDTs 的來源也通常由工業(yè)DDTs（o，p′-DDT/p，p′-DDT=0.25）和農(nóng)業(yè)三氯殺螨醇（o，p′-DDT/p，p′-DDT=7.0±2.2）組成，自然環(huán)境下，p，p′-DDT 好氧代謝為p，p′-DDE，厭氧脫氫降解為p，p′-DDD，且降解物非常穩(wěn)定[27]。研究區(qū)各介質(zhì)中 p，p′-DDE 幾乎未檢測(cè)出，而p，p′-DDD 的檢出率為100%（圖3b），證明3種介質(zhì)中溶解氧含量很低。

一般情況下，當(dāng)DDT 持續(xù)匯入自然環(huán)境時(shí)，降解產(chǎn)物DDD 和DDE 在總DDTs 中占比相對(duì)較低。因此使用（DDD+DDE）/ΣDDTs 來指示DDT 的降解程度及來源，比值＞0.5時(shí)表示沉積物中DDT主要來自土壤中長(zhǎng)期分化殘留，而＜1時(shí)代表環(huán)境中存在DDT的新近輸入[28-29]?？紤]到本研究區(qū)域中除工業(yè)DDTs 影響外可能還受農(nóng)業(yè)三氯殺螨醇降解的影響，o，p′-DDT 作為三氯殺螨醇最主要雜質(zhì)，在該研究區(qū)域被大量檢出（圖3b），因此本研究還選擇o，p′-DDT/p，p′-DDT作為分辨DDTs 來源的依據(jù)，一般來說，當(dāng)比值≥0.3 時(shí)，主要來源為三氯殺螨醇，當(dāng)比例＜0.2 時(shí)，主要來源于工業(yè)DDTs[30]。根據(jù)圖3b，檢測(cè)出3種介質(zhì)中主要成分為p，p′-DDT 和o，p′-DDT，且懸浮物中o，p′-DDT 含量較高。圖4b 中楊莊沉陷區(qū)僅個(gè)別底泥點(diǎn)位（DDD+DDE）/DDT＞0.5，其余點(diǎn)位均＜1，說明本地區(qū)絕大部分DDT來源于近期農(nóng)業(yè)方面使用的三氯殺螨醇，符合周圍農(nóng)田進(jìn)行稻谷生產(chǎn)時(shí)撒藥殺蟲的實(shí)際情況。并且從污染程度的空間變異性來看（表3），各介質(zhì)中DDTs特征比值的變異系數(shù)均超過15%，反映出各介質(zhì)之間DDTs來源和受OCPs污染程度的空間差異性較大。

圖3 3種介質(zhì)中HCHs和DDTs的組成特征Figure 3 Composition characteristics of HCHs and DDTs in three medias

表3 各賦存形態(tài)中特征比值范圍、平均值與變異系數(shù)對(duì)比Table 3 The comparison of wherein the ratio range，the mean and CV in different medias

2.3 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分析

目前，針對(duì)懸浮物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分析多使用和沉積物相同的標(biāo)準(zhǔn)[31]，因此選用MacDonald 等[32]提出的可應(yīng)用于淡水背景的共識(shí)沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)法（Consen?sus-based Sediment Quality Guidelines，CB-SQGs），對(duì)楊莊懸浮物和底泥中OCPs 的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行分析。該方法的OCPs 毒性發(fā)生率與可能效應(yīng)含量（Probable effect concentration，PECs）高度相關(guān)（R2=0.98），當(dāng) ΣDDTs 和 ΣHCHs 濃度高于PECs 時(shí)，該地區(qū)水生生物的毒性發(fā)生率分別為100%和82.4%；當(dāng)ΣDDTs 和ΣHCHs 濃度低于閾值效應(yīng)濃度（Threshold effect concentration，TECs）時(shí)，水生生物毒性發(fā)生率分別為17.4%和28.1%；濃度介于TECs和PECs之間時(shí)，毒性發(fā)生率分別為100%和65.9%。

從表4 可見，在楊莊的7 個(gè)水樣點(diǎn)和12 個(gè)底泥采樣點(diǎn)中，溶解態(tài)DDTs 和HCHs 質(zhì)量濃度均小于《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 3838—2002）中Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)中 DDTs 和 HCHs 標(biāo)準(zhǔn)限額 0.001 mg?L-1和 0.005 mg?L-1，對(duì)生物毒性小，處于低生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平。其中懸浮態(tài)和沉積態(tài)中DDTs含量位于TECs和PECs間的點(diǎn)位概率分別為100%和91.67%，生物毒性發(fā)生率分別為100%和60.41%，說明這兩種介質(zhì)處于中高生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平，尤其是懸浮態(tài)DDTs（p，p′-DDT+o，p′-DDT）的點(diǎn)位PECs 超過率達(dá)100%，生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)極高。γ-HCH在懸浮態(tài)和沉積態(tài)中質(zhì)量濃度大于PECs的點(diǎn)位概率分別為100%和75%，且超過PECs限值幾倍至幾十倍不等，生物毒性發(fā)生率分別為82.4%和78.27%，生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平較高。因此當(dāng)前需要開展針對(duì)楊莊塌陷區(qū)OCPs 底泥的污染修復(fù)行動(dòng)，控制OCPs 進(jìn)入該水域，避免沉陷區(qū)周圍生物受到更大影響。

圖4 3種介質(zhì)中HCHs和DDTs的來源分析Figure 4 Source analysis of HCHs and DDTs in three medias

表4 楊莊沉陷區(qū)懸浮物和底泥中OCPs潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分析Table 4 Evaluation of potential ecological risks of OCPs in suspended matter and sediment in Yangzhuang subsidence area

3 結(jié)論與建議

（1）楊莊農(nóng)田塌陷區(qū)溶解、懸浮和沉積態(tài)的ΣOCPs 質(zhì)量濃度范圍分別為 72.06～218.89 ng?L-1、199.35～405.04 ng?g-1dw 和 24.34～1 247.32 ng?g-1dw，其中溶解態(tài)OCPs 污染程度略高于普通水域，懸浮態(tài)與沉積態(tài)OCPs 污染程度大幅度超過自然水域，懸浮態(tài)OCPs略高于沉積態(tài)OCPs。

（2）溶解態(tài)OCPs各點(diǎn)位差異性較大，懸浮態(tài)和沉積態(tài)OCPs質(zhì)量濃度分布特征呈現(xiàn)隨水流方向從西向東依次遞減的特征，且懸浮態(tài)OCPs 相對(duì)沉積態(tài)OCPs的抗水流沖擊能力較弱。

（3）水體-底泥系統(tǒng)受近期林丹輸入影響順序?yàn)樗w＞懸浮物＞底泥，水體HCHs 主要來自林丹，懸浮物和底泥都受歷史殘留HCHs和新入林丹影響，DDTs主要來自近期農(nóng)業(yè)使用的三氯殺螨醇。

（4）溶解態(tài)OCPs對(duì)環(huán)境負(fù)面影響極小，處于低生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平；懸浮態(tài)以及沉積態(tài)DDTs和γ-HCH 各點(diǎn)位質(zhì)量濃度全部超過閾值效應(yīng)濃度TECs，處于中高生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平，其中沉積態(tài)OCPs 毒性發(fā)生率略低于懸浮態(tài)OCPs毒性發(fā)生率。

（5）針對(duì)采煤沉陷區(qū)的OCPs的污染特征，建議在入河口采取干擾措施，如建立水閘、降低水流速度、控制漁業(yè)養(yǎng)殖活動(dòng)及周邊農(nóng)田的殺蟲劑使用、適時(shí)進(jìn)行湖底清淤工作等。