丹江口水庫庫邊降雨徑流中有機氯農(nóng)藥賦存及風險評價

邰 超,張坤峰,周天健,趙同謙*,肖春艷,武 俐 (.河南理工大學資源環(huán)境學院,河南 焦作 454000；.安徽省地質(zhì)礦產(chǎn)勘查局3地質(zhì)隊,安徽 銅陵 44033)

自20世紀中期以來,由于DDT和HCHs等有機氯農(nóng)藥(OCPs)的大量使用和排放,導(dǎo)致了嚴重的持久性有機污染物問題.有機氯農(nóng)藥具有毒性強、難降解、易富集的特點, 而且部分有機氯農(nóng)藥組分在低劑量長期暴露的條件下還具有內(nèi)分泌干擾物的性質(zhì),它可以通過大氣、水體等進行長距離遷移,廣泛存在于環(huán)境介質(zhì)中,對生態(tài)環(huán)境和人類健康構(gòu)成嚴重威脅[1-5].有機氯農(nóng)藥自1983年已在我國禁用,但在許多食品中仍有較高的檢出率,土壤和水體中的檢出率則更高,國內(nèi)外學者對其在環(huán)境(土壤、沉積物及水體等)中的殘留、遷移規(guī)律以及對生物體的影響等方面做了大量研究[6-12].20世紀 90年代以來,對農(nóng)藥的徑流輸移研究明顯增加[13-15],但多集中在可溶態(tài)上,對顆粒吸附態(tài)的研究很少[16].

南水北調(diào)工程是國家優(yōu)化資源配置及區(qū)域經(jīng)濟可持續(xù)發(fā)展的特大型引水工程,是中國也是世界上最大的水利工程之一,其渠首位于河南省南陽市淅川縣的陶岔村.淅川縣耕地貧瘠、生態(tài)環(huán)境較為脆弱,平均土壤侵蝕模數(shù)為4042.5t/(km2·a),水土流失較為嚴重[17-18],而造成水土流失主要因素之一就是降雨徑流.研究表明,在沒有新的 POPs輸入的情況下,作為歷史的積累,土壤、沉積物和水體等已經(jīng)從原來的匯而逐漸成為POPs的釋放源[19-22].對淅川地區(qū)土壤、河流以及降雨徑流中 PAHs的研究表明,該地區(qū)PAHs含量與國內(nèi)外其他地區(qū)相比處于較低水平,但具有較高的檢出率[23-25].本文對淅川研究區(qū)域降雨徑流中HCHs和DDTs等有機氯農(nóng)藥的含量進行了監(jiān)測,并對其分布特征及來源進行了分析,探討了HCHs和DDTs等有機氯農(nóng)藥在徑流輸移過程的規(guī)律性,可為南水北調(diào)總線水源地環(huán)境保護和環(huán)境管理措施的制定提供一定的參考.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于河南省淅川縣,人口 15.6萬人,屬北亞熱帶向暖溫帶過渡的季風性氣候,年平均降水 804.3mm,土壤以黃棕壤為主,水資源豐富,縣內(nèi)有丹江、灌河、淇河、沂河、刁河等5大河流.其中降雨徑流研究區(qū)位于淅川縣金河鎮(zhèn)蒿坪村境內(nèi),在丹江口水庫入庫支流老鸛河的中游附近,蒿萍河現(xiàn)為老灌河的支流,在丹江口水庫蓄水位提高后,蒿萍河將成為距丹江口水庫最近的一級支流,具體位置見圖1.

圖1 研究區(qū)位置示意Fig.1 Schematic graph of study area

1.2 樣品采集與處理

樣品采集: 徑流選擇該地區(qū)典型的3種土地利用方式修建徑流場(圖2).徑流小區(qū)和集水池為磚結(jié)構(gòu),規(guī)格: 徑流小區(qū)(5m×5m×0.4m),集水池(1m×1m×1m).3種類型的土地利用方式分別為耕地、果園和山林.共修建5組徑流場,其中果園和山林(＞20°)各一組,耕地以 0～5°、5°～10°和10°～15°共3種坡度類型耕地各1組,于2009年7月10日和8月3日采集2期共30個徑流水樣.徑流水樣為每組徑流場 3個平行徑流小區(qū)混合水樣,均用玻璃瓶采集.

圖2 徑流收集裝置設(shè)施Fig.2 The diagram of runoff-collection system

樣品處理:水樣:參照文獻[9,24],取2L水樣于杯式過濾器中經(jīng)0.45μm濾膜真空過濾待用.先用10mL丙酮活化SPE小柱,再用10mL純水平衡.上樣 2 L,使水樣連續(xù)通過,調(diào)節(jié)真空度控制流速為15～20mL/min左右.水樣全部抽完后用5mL純水洗滌樣品瓶,然后在真空下繼續(xù)抽氣干燥30min.最后用 5mL正己烷洗脫 SPE小柱,收集洗脫液,經(jīng)無水硫酸鈉去水,用高純氮氣吹掃濃縮至近干,用正己烷定容至0.5mL,進行GC-MS分析.

顆粒物:參照文獻[26-27],將帶有顆粒樣品的膜片冷凍干燥并精確稱重后,置于索氏提取器中,加入120mL二氯甲烷,萃取48 h.萃取后將提取液置于旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)器上進行濃縮至1mL左右.然后過層析柱(無水硫酸鈉、氧化鋁和硅鎂酸鹽各10g,已活化)分離凈化,用60mL正己烷淋洗,淋洗液先用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)器濃縮,用氮氣吹至近干,用正己烷定容至0.5 mL,進行GC-MS分析.

1.3 質(zhì)量保證與質(zhì)量控制

參照文獻[9, 26-27],用與樣品處理相同的提取—凈化步驟測試程序空白,在樣品分析過程中,每隔 6個樣品增加一個溶劑空白和標準溶液,進行 QA/QC控制.隨機抽取 30%的樣品,在樣品處理前加入 4,4—二氯聯(lián)苯作為回收率指示物.以2000mL水樣計算方法檢出下限范圍為0.01～0.1ng/L, 回收率在 87%～107%之間,加標回收率在74%～92%之間.

1.4 主要儀器與試劑

樣品用氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀(安捷倫,HP-6890,5975MSD),色譜柱為DB-5石英毛細管色譜柱(30m×0.25mm×0.25μm),測定條件為:載氣為高純 He,恒流,流速為 1.0mL/min.初始溫度為80℃,保持 3min,先以 5℃/min 速度升至 100℃,再以3℃/min速度升至300℃,保持5min至樣品完全流出.進樣口為無分流模式,溫度為250℃,吹掃流速:15mL/min,吹掃時間: 0.5min,進樣量為1μL.質(zhì)譜條件為:EI電子源 70eV,質(zhì)量范圍為 50～500amu,離子源溫度 230℃,采用選擇離子模式(SIM).

二氯甲烷、正己烷,均為農(nóng)殘級,購自美國Tedia公司,有機氯農(nóng)藥標準溶液購自美國Accustandard公司,含 20種有機氯農(nóng)藥,分別是HCHs(α-HCH, β-HCH, γ-HCH, δ-HCH), DDTs(4,4-DDT,4,4-DDE,4,4-DDD),艾氏劑,狄氏劑,異狄氏劑, α-氯丹, γ-氯丹,硫丹Ⅰ,硫丹Ⅱ,硫丹硫酸鹽,異狄氏劑醛,異狄氏劑酮,七氯,環(huán)氧七氯和甲氧 DDT.內(nèi)標物為十氯聯(lián)苯,回收率指示物為4,4-二氯聯(lián)苯.實驗所用試劑未加說明時均為分析純.試驗用水為Milipore超純水.

2 結(jié)果與分析

2.1 降雨徑流中有機氯農(nóng)藥的分布特征

表1為淅川地區(qū)不同土地利用類型降雨徑流中OCPs含量水平統(tǒng)計.由表1可以看出,徑流顆粒物中有α-HCH和DDE兩種有機氯農(nóng)藥檢測出,而水相中僅有 α-HCH 一種有機氯農(nóng)藥檢測出.果園徑流水相中 α-HCH 含量范圍為1.68～2.12ng/L,平均為 1.90ng/L;山林徑流水相中α-HCH 含量范圍為 1.04～1.33ng/L,平均為 1.19 ng/L;0～5°耕地徑流中 α-HCH 含量范圍為1.41～1.54ng/L,平均為 1.48ng/L;5～10°耕地徑流水相中 α-HCH 含量范圍為 1.61～2.24ng/L,平均為1.93ng/L;10～15°耕地徑流水相中α-HCH含量范圍為1.72～3.10ng/L,平均為2.41ng/L.

果園徑流顆粒物中 α-HCH含量范圍為39.02～48.46ng/g,平均為 43.74ng/g,DDE 含量范圍為 21.28～24.03ng/g,平均為 22.66ng/g,總有機氯農(nóng)藥均值為 66.40ng/g;山林徑流顆粒物中α-HCH 含量范圍為 23.75～30.02ng/g,平均為26.89ng/g,DDE含量范圍為 9.99～10.86ng/g,平均為 10.43ng/g,總有機氯農(nóng)藥均值為 37.31ng/g;0～5°耕地徑流顆粒物中 α-HCH 含量范圍為55.82～59.73ng/g,平均為 57.78ng/g,DDE 含量范圍為 18.36～20.77ng/g,平均為 19.57ng/g,總有機氯農(nóng)藥均值為77.34ng/g; 5～10°耕地徑流顆粒物中 α-HCH 含量范圍為 58.05～95.81ng/g,平均為76.93ng/g, DDE含量范圍為 35.66～35.86ng/g,平均為35.76ng/g,總有機氯農(nóng)藥均值為112.69ng/g;10～15°耕地徑流顆粒物中 α-HCH 含量范圍為128.32～178.94ng/g,平均含量為 153.63ng/g,DDE含量范圍為 60.23～76.57ng/g,平均為 68.40ng/g,總有機氯農(nóng)藥平均為222.03ng/g.

表1 降雨徑流中OCPs檢測結(jié)果Table 1 The concent of OCPs in runoff

由表1可以看出,耕地、果園和山林3種土地利用類型的徑流顆粒物中有機氯農(nóng)藥α-HCH的含量略高于DDE,這也說明徑流中OCPs組分的組成特征和土地利用類型沒有明顯的相關(guān)性.對于同種利用類型土地,坡度對其徑流顆粒中OCPs組分的組成特征也沒有明顯的影響.

由圖3可以看出,徑流顆粒物中OCPs的相對含量要遠大于水相中的含量,且檢測出的OCPs組分也比水相中多.耕地徑流顆粒物中總有機氯的平均含量為137.35ng/g,徑流顆粒物OCPs含量最高的是 10～15°耕地,為 178.94ng/g,高于作者對淅川地區(qū)農(nóng)田土壤中檢測出有機氯農(nóng)藥(農(nóng)田土壤采樣地點涉及淅川縣的8個鄉(xiāng)鎮(zhèn),共18個土壤樣品,參照文獻[23],本文引用的為平均含量76.59ng/g)的 2倍多,其原因可能是由于有機氯農(nóng)藥主要吸附于表層土壤及一些顆粒物或膠體中,受降雨沖刷得影響,表層土壤中的一些顆粒物或膠體隨地表徑流流入集水池,采集徑流水樣中的懸浮物主要就是這些土壤表層的顆粒物或膠體.

不同土地利用類型徑流顆粒物中 OCPs含量的基本趨勢為:耕地(137.35ng/g)＞果園(43.74ng/g)＞山林(26.89ng/g),水相中 OCPs含量的基本趨勢為:耕地(1.94ng/L)＞果園(1.90ng/L) ＞山林(1.19ng/L).因此可以認為耕地和果園受到了人為污染,其中耕地較為明顯,這與當?shù)貙嶋H開發(fā)情況也是相符合的.

圖3 降雨徑流及土壤中OCPs含量Fig.3 The concentration of OCPs in runoff and soil

目前,國內(nèi)對降雨徑流中 OCPs的研究還比較少,徐國飛等[28]對2006年5月～2007年11月期間采集的北京地區(qū)雨水中 HCHs的含量(6.26ng/L)要高于本研究,閆百興等[29]對松嫩平原西部農(nóng)田徑流中有機氯農(nóng)藥的研究結(jié)果表明,徑流水中HCHs含量(2.73ng/L)略高于本研究,懸浮物中 HCHs(17.08ng/g)含量和 DDTs含量(0.11ng/g)低于本研究.與國外雨水中 OCPs污染水平比較,淅川地區(qū)降雨徑流中 OCPs濃度與加拿大(HCHs,1.27ng/L)[30]處于同一水平,略高于南非 (HCHs, 0.286ng/L)[31]和 美 國 (HCHs,0.001～1.561ng/L)[32].由此可知,丹江口水庫淅川地區(qū)OCPs尚屬于輕度污染.

2.2 同種土地利用類型徑流 OCPs含量、徑流量和耕地坡度之間的關(guān)系

由圖 4可以看出,兩期降雨徑流量隨坡度的增加呈明顯的上升的趨勢;降雨徑流水相及顆粒中 OCPs含量隨坡度的增加也呈明顯的上升趨勢.同種土地利用類型徑流中 OCPs含量的基本趨勢為:10～15°耕地＞5～10°耕地＞0～5°耕地,由此可知,降雨徑流中 OCPs含量隨坡度的增加而增加,主要原因可能是由于坡度增大徑流量也隨之增大,對土壤中有機氯農(nóng)藥的影響較大.由此可知同種土地利用類型徑流的 OCPs流失量與坡度的大小密切相關(guān).耕地的降雨徑流水相及顆粒物中OCPs流失量變化較為劇烈的是7月10日采集的樣品,主要原因可能是由于7月10日降雨徑流量較大,徑流水樣及顆粒物中 OCPs含量受徑流量影響變化較為明顯,由此可知,土壤中 OCPs流失量與徑流量的大小也是密切相關(guān)的.

圖4 OCPs含量和徑流量隨耕地坡度變化趨勢Fig.4 Variations in total OCPs concentration and runoff with the slope of arable land

2.3 淅川地區(qū)降雨徑流顆粒物及水相中有機氯農(nóng)藥α-HCH和DDE的源解析

HCHs農(nóng)藥作為一種殘留于環(huán)境中的主要有機氯農(nóng)藥,主要來源于工業(yè)純六氯環(huán)己烷(HCH)和作為殺蟲劑的林丹.工業(yè)品 HCH 中α-HCH、β-HCH、γ-HCH、δ-HCH 和 ε-HCH等異構(gòu)體分別占總量的 60%～70%、5%～14%、12%～14%、2%～10%和3 %～5 %[33-34];而林丹中γ-HCH 含量達 99%以上.對于新的工業(yè)品HCH,α/γ比值在 4.6～5.8 之間;對于林丹,α/γ比值約為 0.β-HCH 是環(huán)境中最穩(wěn)定和最難降解的HCH異構(gòu)體,其他異構(gòu)體在環(huán)境中長期存在地情況下最終會轉(zhuǎn)型成 β-HCH[35-36].混合 HCHs中α-HCH 與 γ-HCH 比值約為 4～7,大于或小于該數(shù)值范圍則說明發(fā)生了環(huán)境變化[37].淅川地區(qū)所有徑流樣品中均有α-HCH檢出,而其他3種異構(gòu)體在所有樣品中均未檢出.作者對淅川地區(qū)農(nóng)田土壤中有機氯農(nóng)藥的分布特征研究也表明,淅川地區(qū)農(nóng)田土壤中近期沒有林丹和工業(yè)六氯環(huán)己烷的輸入,農(nóng)田土壤中α-HCH可能來自早期殘留,部分也可能來自大氣沉降[23].因為α-HCH 相對于其他異構(gòu)體具有較高的亨利常數(shù)與蒸汽壓[38],因此大氣遷移對α-HCH 來說是一個比較重要的過程,這就可以解釋為什么遠離污染源的沉積物中也會有較高的α-HCH 檢出[39].國內(nèi)外也有研究結(jié)果[40-44]表明,一些地區(qū)環(huán)境中α-HCH也是HCHs的主要存在形式.

DDT在厭氧條件下通過微生物降解還原脫氯轉(zhuǎn)化為 DDD,在好氧條件下則轉(zhuǎn)化為 DDE.如果存在DDT持續(xù)輸入的情況,DDT在DDTs中的相對含量就會保持在較高水平;反之,則根據(jù)條件的不同,DDT的相對含量就會不斷降低,而其相應(yīng)的降解產(chǎn)物的相對含量就會不斷升高[45].降雨徑流顆粒中均有 DDE檢出,而未檢出 DDT和DDD.因此淅川地區(qū)農(nóng)田土壤中 DDE可能源自早期施用的 DDT農(nóng)藥在好氧條件下分解產(chǎn)物,這與作者對淅川地區(qū)農(nóng)田土壤中有機氯農(nóng)藥的分布特征研究結(jié)果也是相同的.

3 生態(tài)風險評價

目前,人們在沉積物污染的生態(tài)風險評價方面做了很多工作,但仍未建立起統(tǒng)一的標準[46]. Long等[47-48]通過對北美海岸、河口沉積物的有機污染的研究,確定了OCPs的風險低值ERL和風險中值ERM,借此來指示沉積物的風險程度[47-48].降雨徑流中的顆粒物將流入河流或最終匯入丹江口水庫而成為底泥或沉積物,因此,本文借助加拿大和美國佛羅里洲的海洋和河口沉積物化學品風險評價標準[46]以及美國國家環(huán)保局(EPA)和美國國家海洋大氣局(NOAA)針對底泥和沉積物中 OCPs污染的含量標準[47-48]來對淅川地區(qū)降雨徑流顆粒物中的 OCPs進行生態(tài)風險評價.指標 ERL(風險低值)和 ERM(風險中值)用來指示沉積物的風險程度: 若沉積物中污染物含量小于 ERL,則極少產(chǎn)生負面效應(yīng)(風險幾率小于10%);若沉積物中污染物含量介于兩者之間,則偶爾發(fā)生負面生態(tài)效應(yīng)(風險幾率界于 10%～50%之間);若沉積物中污染物含量大于 ERM,則經(jīng)常發(fā)生負面生態(tài)效應(yīng)(風險幾率大于50%).淅川地區(qū)降雨徑流顆粒物中DDE和α-HCH的風險評估結(jié)果見表2.

表2 淅川地區(qū)降雨徑流顆粒物中DDE和α-HCH的風險評價結(jié)果Table2 The risk evaluation of DDE and α-HCH in runoff of Xichuan area

從表2可以看出,顆粒物中α-HCH含量均處于ERL和ERM之間,說明淅川地區(qū)徑流顆粒物偶爾發(fā)生負面生態(tài)效應(yīng);顆粒物中 DDE含量大于 ERM 的樣品有 40%,說明淅川地區(qū)徑流顆粒物發(fā)生負面生態(tài)效應(yīng)的風險機率大于 50%.淅川地區(qū)農(nóng)田土壤中有機氯農(nóng)藥的殘留量(76.59ng/g)與國內(nèi)外其他地區(qū)相比還是處于較低水平[23],但降雨徑流顆粒物中有機氯農(nóng)藥的含量高于土壤中殘留量的 2倍左右.與國內(nèi)其他學者對沉積物[9,27,49]及土壤[10,23]中有機氯農(nóng)藥含量的研究相比,土壤降雨徑流顆粒物中有機氯農(nóng)藥含量相對較高,這可能是由于有機氯農(nóng)藥的疏水性強,易吸附于膠體顆粒中,受降雨沖刷影響,徑流顆粒物中含大量膠體,使降雨徑流顆粒物中有機氯農(nóng)藥含量比河流、湖泊沉積物或土壤中的偏高.這些顆粒物將隨地表徑流匯入丹江口水庫,是潛在的有機污染物的釋放源,對丹江口水庫的水質(zhì)可能造成潛在的負面影響.

4 結(jié)論

4.1 研究結(jié)果表明,降雨徑流顆粒物中有 DDE和 α-HCH 兩種有機氯農(nóng)藥組分檢出,而水相中僅 α-HCH 一種組分檢出.不同土地利用類型徑流顆粒中 OCPs含量的基本趨勢為:耕地(137.35ng/g)＞果園(43.74ng/g)＞山林(26.89ng/g);水相中 OCPs含量的基本趨勢為:耕地(1.94 ng/L)＞果園(1.90ng/L)＞山林(1.19ng/L),因此可以認為耕地和果園受到了人為污染,其中耕地較為明顯,這與當?shù)貙嶋H開發(fā)情況也是相符合的.

4.2 同種土地利用類型徑流中 OCPs含量的基本趨勢為:10～15°耕地＞5～10°耕地＞0～5°耕地,由此可知,徑流中OCPs含量隨坡度的增加而增加,主要原因可能是由于坡度增大徑流量也隨之增大,對土壤中有機氯農(nóng)藥的影響較大.由此可知同種土地利用類型徑流的 OCPs流失量與坡度的大小密切相關(guān).

4.3 對淹沒區(qū)農(nóng)田土壤和徑流中 α-HCH 和DDE進行源解析,α-HCH可能來自早期殘留,部分也可能來自大氣沉降;而 DDE可能源之早期施用的DDT農(nóng)藥在好氧條件下分解產(chǎn)物.

4.4 生態(tài)風險評價表明,淅川地區(qū)降雨徑流顆粒物偶爾會發(fā)生生態(tài)負面效應(yīng),但顆粒物匯入丹江口水庫后成為潛在的有機氯農(nóng)藥釋放源,對丹江口水庫的水質(zhì)可能造成負面的影響.

[1]Wania F, Mackay D. A global distribution model for persistent organic chemicals [J]. Sci. Total Environ., 1995,160/161:211-32.

[2]Wania F, Mackay D. Tracking the distribution of persistent organic pollutants [J]. Environ. Sci. Technol., 1996,30:390A-6A.

[3]張家泉,祁士華,譚凌智,等.福建武夷山北段土壤中有機氯農(nóng)藥的殘留及空間分布 [J]. 中國環(huán)境科學, 2011,31(4):662-667

[4]Ryoo K S, KoS O, Hong Y P, et al. Levels of PCDDs and PCDFs in Korean river sediments and their detection by biomarkers [J].Chemosphere, 2005,61:323-331.

[5]Klánová J, Matykiewiczová N, Má?ka Z, et al. Petr Klán Persistent organic pollutants in soils and sediments from James Ross Island, Antarctica [J]. Environmental Pollution, 2008,152:416-423.

[6]Pandit G G, Sahu S K, Sadasivan S. Distribution of HCH and DDT in the coastal marine environment of Mumbai, India [J].Environ Monit, 2002,4:431-434.

[7]Leong K H, Tan B, Mustafa A M. Contamination levels of selected organ chorine and organophosphate pesticides in the Senator River, Malaysia between 2002 and 2003 [J].Chemosphere, 2007,66:1153-1159.

[8]Chrysikou L, Gemenetzis P, Kouras A, et al. Distribution of persistent organic pollutants, polycyclic aromatic hydrocarbons and trace elements in soil and vegetation following a large scale landfill fire in northern Greece [J]. Environment International,2008, 34:210-225.

[9]肖春艷,邰 超,趙同謙,等.黃河濕地孟津段水體及沉積物中有機氯農(nóng)藥的分布特征 [J]. 環(huán)境科學, 2009,30(6):1614-1620.

[10]史雙昕,任立軍,齊 麗,等.蘇州、無錫和南通城市地表灰塵中的有機氯農(nóng)藥 [J]. 中國環(huán)境科學, 2011,31(9):1533-1540.

[11]王英輝,薛 瑞,李 杰,等.漓江桂林市區(qū)段表層沉積物有機氯農(nóng)藥分布特征 [J]. 中國環(huán)境科學, 2011,31(8):1361-1365.

[12]胡雄星,夏德祥,韓中豪,等.蘇州河水及沉積物中有機氯農(nóng)藥的分布和歸宿 [J]. 中國環(huán)境科學, 2005,25(1):124-128.

[13]Ahuja L R. Modeling soluble chemical transfer to runoff with impact as a diffusion process [J]. Soil Sci. Soc. Am. J, 1990,54:312-321.

[14]Ng H Y F, Clegg S B. Atrazine and metolachlor losses in runoff events from an agricultural watersheds : the importance of runoff components [J]. Sci. Total Environ., 1997,193:215-228.

[15]Huber A ,Bach M ,Freck H G. Modeling pesticide losses with surface runoff in Germany [J]. Sci. Total Environ., 1998,223:177-191.

[16]Wei D B, Kameya T, Urano K. Environmental management of pesticide POPs in China: Past, present and future [J].Environment International, 2007,33(7):894-902.

[17]劉占朝.南水北調(diào)(中線)河南淅川水源區(qū)植被建設(shè)模式 [J]. 水土保持學報, 2006,16(5):102-104.

[18]劉 寧.南水北調(diào)中線一期工程丹江口大壩加高方案的論證與決策 [J]. 水利學報, 2006,38(8):899-905.

[19]Mackay A, Gschwend A. Enhanced concentrations of PAHs in groundwater at a coal tar site [J]. Environ. Sci. Technol., 2001,35:1320-1328.

[20]Garcoa-Junco M, Gomez-lahoz C, Niqui-Arroyo J. Bio surfactant and biodegradation enhanced partitioning of polycyclic aromatic hydrocarbons from nonaqueous-phase liquids [J]. Environ. Sci.Technol., 2003,37:2988-2996.

[21]安太成,陳嘉鑫,傅家謨,等.珠三角地區(qū)POPs農(nóng)藥的污染現(xiàn)狀及控制對策 [J]. 生態(tài)環(huán)境, 2005,14:981-986.

[22]張祖麟,洪華生,陳偉琪,等.閩江口水、間隙水和沉積物中有機氯農(nóng)藥的含量 [J]. 環(huán)境科學, 2003, 24:117-120.

[23]邰 超,周天健,趙同謙,等.丹江口水庫淅川淹沒區(qū)農(nóng)田土壤中有機氯農(nóng)藥的分布特征及生態(tài)風險研究 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 2010,29(4):680-685.

[24]周天健,邰 超,趙同謙,等.丹江口庫區(qū)蒿坪河水體中多環(huán)芳烴污染健康風險評價研究[J]河南理工大學學報(自然科學版),2009.28(6):801-806.

[25]邰 超,張坤峰,周天健,等.南水北調(diào)中線源頭區(qū)降雨徑流中多環(huán)芳烴分布特征 [J]. 環(huán)境科學, 2011,32(7):1932-1939.

[26]秦延文,張 雷,鄭丙輝,等.渤海灣主要入海河流入海口沉積物有機氯農(nóng)藥污染特征及其來源分析 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報,2010,29(10):1900-1906.

[27]麥碧嫻,林 崢,張 干,等.珠江三角洲河流和珠江口表層沉積物中有機污染物研究-多環(huán)芳烴和有機氯農(nóng)藥的分布及特征[J]. 環(huán)境科學學報, 2000,20(2):192-197.

[28]徐國飛,馬玲玲,徐殿斗,等.北京地區(qū)雨水中溶解態(tài)有機氯農(nóng)藥的特征及源解析 [J]. 中國環(huán)境科學, 2009,29(11):1153-1157.

[29]閆百興,湯 潔,何 巖.松嫩平原西部農(nóng)田徑流中有機氯農(nóng)藥的分布特征 [J]. 環(huán)境科學, 2003,24(2):82-86.

[30]Ping S, Sean B, Pierrette B, et al. Temporal and spatial trends of organochlorine pesticides in Great Lakes precipitation [J].Environ. Sci. Technol., 2006,40(7):2135-2141.

[31]Karlsson H, Muir D C G, Teixiera C F, et al. Persistent chlorinated pesticides in air, water, and precipitation from the Lake Malawi Area, Southern Africa [J]. Environ. Sci. Technol.,2000,34(21):4490-4495.

[32]June-Soo P, Terry L W, Stephen S. Atmospheric deposition of organochlorine contaminants to Galveston Bay, Texas [J]. Atmos.Environ., 2001,35:3315-3324.

[33]張 泉,楚 蕾,曹 軍.天津郊區(qū)土壤與作物中有機氯農(nóng)藥殘留現(xiàn)狀與來源初析[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 2010,29(12):2346-2350.

[34]Xiao H, Li N Q, Wania F. Compilation, evaluation, and selection of physical chemical property data for α-, β-, and γ-Hexachlorocyclohexane [J]. J. Chem. Eng. Data., 2004,49:173-185.

[35]Rekha P N, Ambujam N K, Krishnani K K, et a1. Groundwater quality in paper mill effluent irrigated area with special reference to organ chlorine residues and heavy metals [J]. Bull. Environ.Contam. Toxicol., 2004,72:312-318.

[36]趙炳梓, 張佳寶, 朱安寧, 等. 黃淮海地區(qū)典型農(nóng)業(yè)土壤中六六六和滴滴涕的殘留量研究Ⅱ.空間分布及垂直分布特征 [J].土壤學報, 2005,42(6):916-922.

[37]Kristine L W, Elin M U, Ronald A H. Differential toxicity and environmental fates of hexachlorocyclohexane isomers [J].Environ. Sci. Technol., 1998,32:2197-2207.

[38]Suntio L R, Shiu W Y, Mackay D, et a1. Critical review of Henry’ constant for pesticides [J]. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 1988,103:1-59

[39]Villeneuve J P, Cattini C, Mee L D. Persistent organ chlorine residues in sediments from the Black sea [J]. Marine Pollution Bulletin, 2002,44:122-133.

[40]岳永德,花日茂,朱歷珍,等.安徽農(nóng)田有機氯農(nóng)藥污染現(xiàn)狀 [J].安徽農(nóng)學院學報, 1990,17(3):194-197.

[41]竇 薇,趙忠憲.白洋淀水生食物鏈 BHC、DDT生物濃縮分析[J]. 環(huán)境科學, 1997,5(18): 41-43.

[42]汪 光,呂永龍,史雅娟,等.北京東南化工區(qū)土壤有機氯農(nóng)藥污染特征和分布規(guī)律 [J]. 環(huán)境科學與技術(shù), 2010,33(9):91-96.

[43]Nayak A K, Raha R, Das A K. Organochlorine pesticide residues in middle stream of the ganga river, India [J]. Bull.Environ. Contam. Toxicol., 1995, 54:68-75.

[44]Dennis J G, Willlam D G. Evidence of atmospheric transport and deposition of organochlorine pesticides and polychlorinated biphenyls in Canadian Arctic snow [J]. Environ. Sci. Technol.1989,23(5)560-564.

[45]孫劍輝,王國良,張 干,等.黃河中下游表層沉積物中有機氯農(nóng)藥含量及分布 [J]. 環(huán)境科學, 2007,28(6):1332-1337.

[46]McCauleyD J, DeGrave G M, Linton T K. Sediment quality guidelines and assessment: over and research needs [J].Environmental Sciencesand Policy, 2000.3:133-144.

[47]Long E R, Macdonald D D, Smith S L, et al. Incidence of adverse biological effects with ranges of chemical concentrations in marine and estuarine sediments[J]. Environmental Management,1995,19(1):81-97.

[48]Long E D, Field L J, Macdonald D D. Predicting toxicity marine sediments with numerical sediment quality guidelines [J].Environ. Toxicol. Chem., 1998,17(4):714-727.

[49]張 穎,擺亞軍,徐福留,等,河北水庫及湖泊沉積物中DDT農(nóng)藥的殘留特征與風險評估 [J]. 環(huán)境科學學報, 2006,26(4):626-631