2016, Vol. 35
2. 中国科学院大学, 北京 100049;
3. 中国科学院 新疆生态与地理研究所, 荒漠与绿洲生态国家重点实验室, 乌鲁木齐 830011
2. Graduate University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
3. State Key Laboratory of Desert and Oasis Ecology, Xinjiang Institute of Ecology and Geography, Chinese Academy of Sciences, Urumqi 830011, China
有机氯农药(OCPs)是一类人工合成的氯代芳香烃衍生物,20世纪,为了满足粮食生产的需求,因廉价和杀虫效果显著而被大量使用。但由于OCPs 的高毒性和持久性,20世纪70年代后,国际上开始逐步限用或禁用部分OCPs,中国也从20世纪80年代开始禁止六六六(HCH)、滴滴涕(DDT)等OCPs在农业上的使用。但由于这些农药的难降解性,目前在各种环境介质中仍能检测到。多环芳烃(PAHs)是一类由2个或2个以上苯环相连组成的有机化合物,主要来自燃烧、石油泄漏、汽车尾气、家庭和工业废水排放等的人类活动。OCPs和PAHs经地表径流、干湿沉降等方式进入水体,并易在沉积物中富集。被沉积物富集的OCPs和PAHs一方面通过沉积物解吸和再悬浮作用重新进入水体,形成二次污染,另一方面通过生物积累和生物放大对生态系统和人体健康构成潜在危害。因此,对水体、土壤、沉积物OCPs和PAHs的迁移、转化、分布规律的研究具有重要的环境意义。
中国对于OCPs和PAHs的研究已经很广泛(Zhang et al., 2004,2014； Shi et al.,2005； Wang et al.,2007； Li et al.,2010；),但多集中于经济发达、人类活动较强烈的地区,如珠江三角洲、长江中下游地区,而有关人类活动相对较弱的西北干旱地区的研究较少。开都河流域属温带大陆性干旱气候,干旱少雨,生态环境脆弱。近20年来,随着经济快速发展,受人类活动的影响增强,开都河流域内的农田排水、工业废水和生活污水急剧增多,导致博斯腾湖水质下降,水体污染加剧,甚至出现局部富营养化现象(吴敬禄等,2013)。已有研究表明,博斯腾湖沉积物有效记录了OCPs和PAHs的残留浓度及污染历史(杨彬等,2011； 沈贝贝等,2016)。笔者主要针对博斯腾湖流域的开都河区域不同环境介质(水、土壤和表层沉积物)中OCPs和PAHs赋存含量和组成特征进行分析,以期了解该区域的OCPs和PAHs污染状况和来源,为开都河流域水体污染控制和制定相应对策提供一定的依据。
1 材料与方法 1.1 样品采集及预处理开都河流域位于博斯腾湖西侧,地势北高南低、西高东低,总面积1.9×104 km2。开都河起源于天山南麓,河源高山区终年积雪,河流主要由融雪、冰川融水和降水补给,是中国最大的内陆淡水湖——博斯腾湖的主要入湖河流,多年平均入湖水量34.20×108 m3,约占总入湖地表径流量的83.40%。流域入河污染源主要为工业废水、城镇污水和农田排水,其中工业废水主要以食品加工、造纸、煤矿、制糖等行业为主,开都河入河排污口有5个,博斯腾湖排污口有13个(朱银银,2015)。流域主要土地利用类型为草地,其他类型土地(如耕地、建设用地和水域湿地)所占比重相对较小。但随着近年来经济的快速发展,流域人口不断增加,为了满足生存发展需求,当地居民通过大面积砍伐森林和开垦荒地来扩大耕地面积,导致林地和草地面积减少,而人口密集地区(如开都河中游和临近博斯腾湖的下游)耕地面积明显增加,土地类型的转变很大程度上是由人类活动引起的(Wang et al.,2015)。
2014年7月,沿开都河上游到下游及博斯腾湖,根据人类活动影响强弱区域特征采集水样(11个)、表土样品(14个)和沉积物样品(11个)(图 1)。水样经GF/C玻璃纤维膜过滤,装入干净的玻璃瓶中冷藏。采用固相萃取法处理水样,依次用甲醇和10 mL去离子水活化固相萃取小柱(SPE),然后将过滤后的水样过活化好的SPE小柱,再用20 mL的二氯甲烷洗涤两次,收集的洗脱液经旋蒸仪(Buchi R-200,Flawil,Switzerland)旋蒸至近干,加入5 mL正己烷为置换溶剂,氮吹仪浓缩至1 mL左右装入气相小瓶中,-20℃保存待仪器分析。采集的土壤和表层沉积物样品装入洁净的聚乙烯自封袋中,现场密封冷藏,回实验室后于-20℃冷冻保存。分析前经冷冻干燥,研磨过100目筛。准确称取5 g沉积物样品添加3 g石英砂充分混匀后置于加速溶剂萃取仪(Accelerated solvent extraction system,ASE,Dionex 100)中进行萃取。
|
图 1 开都河流域采样点图 Figure 1 The map of sampling sites in the Kaidu River Catchment |
ASE萃取过程以二氯甲烷为提取剂在150℃、1500 psi条件下静态萃取2次,每次时间为6 min,每次萃取后以60%萃取池体积的二氯甲烷为淋洗剂淋洗整个萃取系统。所有提取液收集后用无水硫酸钠干燥去除水分干扰,并经旋转蒸发仪蒸发浓缩至近干,加入5 mL正己烷的置换溶剂,继续浓缩至1 mL左右,过硅胶/氧化铝柱(2 ︰ 1)净化处理。以15 mL正己烷、70 mL正己烷/二氯甲烷(5 ︰ 2,体积比)依次淋洗,收集淋洗液旋转蒸发浓缩至小体积,溶剂置换为正己烷,经0.22 μm的有机相微孔滤膜过滤后氮吹浓缩定容至1 mL装入气相小瓶中,-20℃保存待测。
1.2 有机氯农药和多环芳烃测定 1.2.1 试剂实验中所用试剂,包括正己烷、二氯甲烷、甲醇、乙腈等有机溶剂均为色谱纯; 无水Na2SO4为分析纯,硅胶(100～200目)和氧化铝(80～100目)均为层析用,使用前均用甲醇和二氯甲烷分别抽提48 h。
20种OCPs标准混合品由α-HCH、β-HCH、γ-HCH、 δ-HCH、顺式氯丹、反式氯丹、艾氏剂、狄氏剂、α-硫丹、β-硫丹、硫丹硫酸盐、异狄氏剂、异狄氏剂醛、异狄氏剂酮、七氯、七氯环氧化物、甲氧滴滴涕、p,p’-DDT、p,p’-DDE、p,p’-DDD组成,购自美国Supelco公司。
16种PAHs标准混合品由萘(Nap)、苊烯(Acy)、苊(Ace)、芴(Fl)、菲(Phe)、蒽(Ant)、荧蒽(Flu)、芘(Pyr)、苯并(a)蒽(BaA)、屈(Chr)、苯并(b)荧蒽(BbF)、苯并(k)荧蒽(BkF)、苯并(a)芘(BaP)、二苯并(a,h)蒽(DahA)、苯并(g,h,i)芘(BghiP)、茚并(1,2,3-c,d)芘(IcdP)组成,购于美国Supelco公司。
所有玻璃器皿均用铬酸洗液清洗后,在马弗炉中焙烧,使用前用溶剂淋洗。
1.2.2 仪器分析OCPs的定量分析采用Agilent 7890A气相色谱仪,配以 63Ni微电子捕获检测器进行(Gas chromatography-microelectron capture detector,GC-μECD)。采用DB-5MS毛细管色谱柱(30 m×0.25 mm×0.25 μm),载气为高纯氦气,流速为1.5 mL/min。采用恒流模式,尾吹气和组成气均为高纯N2(60 mL/min)。程序升温： 初温为60℃,以10℃/min升至170℃,保持2 min； 以 5℃/min升至280℃,保持3 min； 最后以15℃/min升至300℃。汽化室和检测器的温度分别为250℃和320℃。进样量为1 μL。
PAHs的含量分析由Agilent 1200高效液相色谱仪(High performance liquid chromatography,HPLC)完成,具体的仪器参数和检测过程详见沈贝贝等(2016)。
1.2.4 质量保证与质量控制为了保证实验分析数据的准确性和可靠性,采用方法空白、加标空白、样品平行样对整个分析过程进行控制。实验中OCPs、PAHs的检测限分别为0.01～2.81 ng/g和0.03～3.57 ng/g,方法回收率分别为68％～112%和76％～103%。最后结果经回收率校正。
2 结果 2.1 开都河流域OCPs的含量和组成特征开都河流域OCPs的含量如 表 1所示。水样中OCPs浓度为42.5～62.5 ng/L,平均值为49.3 ng/L(表 1)。不同种类OCPs检出HCHs含量(α-HCH、β-HCH、γ-HCH、δ-HCH)最高,其次是艾氏剂类(狄氏剂、艾氏剂、异狄氏剂、异狄氏剂醛、异狄氏剂酮)。总HCHs含量为14.4～24.4 ng/L,平均值为19.1 ng/L,β-HCH是主要的HCHs。艾氏剂类的浓度为8.7～18.8 ng/L,平均值为13.1 ng/g。总氯丹(七氯、环氧七氯、顺式氯丹和反式氯丹)浓度为9.7～12.9 ng/L,总DDTs(p,p’-DDT、p,p’-DDE、p,p’-DDD)含量分别为0.7～17.6 ng/L,总硫丹(α-硫丹、β-硫丹、硫丹硫酸盐)浓度为3.7～5.4 ng/L。
|
表 1 开都河流域表层水、土壤、表层沉积物中OCPs的含量 Table 1 Concentrations of OCP in water,soil and sediment from the Kaidu River Catchment |
开都河流域土壤中总OCPs浓度为8.8～12.4 ng/g,平均值为10.0 ng/g(表 1)。其中HCHs检出含量最高,占总OCPs的39%,其次是总氯丹,占总OCPs的27%。总HCHs含量为3.7～4.5 ng/g,平均值为3.9 ng/g。总氯丹浓度为2.2～4.0 ng/g,平均值为2.7 ng/g。总DDTs、总硫丹和艾氏剂类含量分别为0.14～1.1 ng/g、0.4～1.5 ng/g和0.5～3.6 ng/g。
对于流域表层沉积物,总OCPs浓度为6.6～13.7 ng/g,平均值为9.5 ng/g(表 1)。其中HCHs含量最高,占总OCPs的40%； 其次是氯丹,占总OCPs的23%。总HCHs含量为2.8～4.6 ng/g,平均值为3.8 ng/g。总氯丹浓度为1.7～3.0 ng/g,平均值为2.5 ng/g。总DDTs、总硫丹和艾氏剂类含量分别为0.1～3.5 ng/g、ND～1.4 ng/g和0.5～3.9 ng/g。
2.2 开都河流域PAHs的含量和组成特征开都河流域表层水样中总PAHs的含量为29.4～454.3 ng/L,2环PAHs(Nap)的含量为29.4～327.4 ng/L,3环PAHs(Acy、Ace、Fl、Phe、Ant)的含量为ND～206.6 ng/L,4环PAHs(Pyr、Flu、BaA、Chr)的含量为ND～26.8 ng/L。开都河流域水样中检测到的PAHs主要是2环和3环PAHs。
流域土壤中总PAHs含量为6.6～128.2 ng/g,平均浓度为57.8 ng/g(图 2)。不同环数PAHs化合物含量分析显示,2环PAHs的含量为ND～31.4 ng/g,3环PAHs的含量为5.0～96.9 ng/g,4环PAHs为ND～52.1 ng/g,5环PAHs(BkF、BaP、BbF和DahA)为ND～3.8 ng/g,5环中的Flu、Chr、BbF和6环PAHs(BghiP和IcdP)未检测到。土壤中PAHs组成以3环化合物为主,占总PAHs的62%(图 2)。就单个PAHs而言,土壤中Nap和Phe(ND～51.7 ng/g)是主要的污染物,分别占总PAHs的29%和35%。
|
图 2 开都河流域土壤和沉积物中OCPs和PAHs含量及分布特征 Figure 2 Concentrations and distributions of OCPs and PAHs in soil,sediments from the Kaidu River Catchment |
流域表层沉积物中总PAHs含量为20.8～491.0 ng/g,平均浓度为49.8 ng/g(图 2)。其中2环PAHs含量为1.7～98.9 ng/g,3环PAHs含量为9.7～343.4 ng/g,4环PAHs含量为ND～46.7 ng/g,5环PAHs含量为ND～2.0 ng/g,Flu、Chr、BbF、BkF和6环PAHs未检测到。PAHs以2环和3环化合物为主,占总PAHs的64%(图 2)。就单个PAHs而言,Nap和Phe(0.4～72.0 ng/g)是主要的污染物,分别占总PAHs的27%和23%。
3 讨论 3.1 开都河流域OCPs和PAHs的分布特征水样中OCPs含量最高位于K20,土壤中的位于K3,其次是K15,表层沉积物中的位于K11,其次是K12。水样中PAHs含量最高位于K8,土壤中的位于K21,其次是K15,表层沉积物中的位于K16,其次是K20。采样点K8、K11、K12、K15、K16和K21位于开都河中游附近,人类活动强。鉴于高含量的OCPs往往与高强度的农业活动有关,而PAHs的含量变化与区域能源消耗、工业化水平等有着很好的相关性,即有机污染物可以作为人类活动的良好指示物(Liu et al.,2012； Arienzo et al.,2015),因此中游高浓度的污染可能与该地区剧烈的人类活动有关。
Shi等(2005)对天津河流水、沉积物中OCPs的研究认为相较于水体,沉积物中污染物的分布更能代表空间差异。因此,笔者重点讨论表土和沉积物中污染物的分布(图 2)。非参数检测方法(Mann-Whitney U)对流域土壤和开都河表层沉积物样品中OCPs、PAHs显著性差异进行检测,结果显示没有显著性差异(OCPs： p=0.083； PAHs： p=0.734),说明流域土壤和表层沉积物中污染物来源相似。而流域土壤中的OCPs和PAHs整体上高于开都河表层沉积物,表明流域土壤中的污染物有迁移进入开都河的趋势。开都河沉积物中的OCPs和PAHs从上游开始明显表现为递增趋势,与中游人类活动剧烈有关,之后随着沿途人类活动直接影响的变弱,污染有所减少,总体反映了沿河道分布的有机污染物浓度与人类活动强度一致。除土壤样K3(12.4 ng/g)和沉积物样K11(13.7 ng/g)的OCPs,流域土壤和表层沉积物中的OCPs和PAHs浓度普遍低于博斯腾湖的开都河入湖口(K24),之后从K24处到开阔水体(K25),沉积物中OCPs和PAHs的含量呈明显的下降趋势,说明污染物随河水进入博斯腾湖,部分污染物在开都河入湖口沉降,部分污染物进入开阔水体后浓度得到稀释,表明博斯腾湖接纳了周边地区排放的污染,而湖区的污染主要来源于开都河的输入(李春娣等,2003)。
3.2 开都河流域有机污染物的来源解析 3.2.1 OCPs的来源解析HCHs和DDTs是国内使用较多的2种农药,因此本文只讨论这2种农药的来源。通常情况下,环境中HCHs的主要来源是工业HCHs和林丹的使用,工业HCHs中含有60％～70%的α-HCH、5％～12%的β-HCH、10％～15%的γ-HCH和6％～10%的δ-HCH; 林丹几乎为纯的γ-HCH(99%)(Willett et al.,1998； Doong et al.,2002)。开都河流域水样、土壤和表层沉积物中以β-HCHs含量最高(水中HCHs含量顺序为β-HCH＞α-HCH＞δ-HCH＞γ-HCH； 土壤和表层沉积物中的顺序为β-HCH＞δ-HCH＞α-HCH＞γ-HCH),可以推断HCHs主要是历史残留,因为β-HCH是HCHs中最稳定的一种异构体,HCHs在环境中残留越久,该化合物的比例就越高(Doong et al.,2002)。
环境中的DDTs在有氧和缺氧条件下分别降解为DDE和DDD,因此(DDE+DDD)/DDTs的比值可以用来推测DDTs的来源。当(DDE+DDD)/DDTs比值大于0.5,DDTs主要来自于施用农药后的长期降解残留； 比值小于0.5,表明环境中存在新的DDTs来源(Doong et al.,2002)。流域水样、土壤和开都河表层沉积物中p,p′-DDE是DDTs的主要存在形式,表明DDTs主要来源于农田土壤的历史残留。而博斯腾湖水和表层沉积物中p,p′-DDT是DDTs的主要存在形式(分别占DDTs的92%和95%),(DDE+DDD)/DDTs小于0.5,说明有一定的新DDTs输入,可能与开都河入湖水流造成的沉积物扰动,使得沉积物中的DDTs释放,最终影响了水和沉积物中DDTs组分的相对比例有关。
3.2.2 PAHs的来源解析人为源的PAHs包括各种矿物燃料(如煤、石油、天然气等)、木材等的不完全燃烧,城市污水及交通尾气排放等。其中家用木柴、煤炭等的中低温燃烧主要产生低分子量(2、3环)PAHs,石油燃料等的高温燃烧主要产生高分子量(4～6环)PAHs。开都河流域水、土壤和表层沉积物中PAHs组成以低分子量PAHs的含量相对较高(图 2),表明家用木柴、煤炭等的中低温燃烧对流域的污染相对较大。在冬季,新疆地区家庭主要靠燃煤取暖(Xu et al.,2006),产生大量的低分子量PAHs排放进入大气,最终经过干湿沉降和地面径流进入水体和沉积物中(Zhang et al.,2004)。而高含量的Nap(在土壤和表层沉积物中分别占PAHs的29%和36%)表明家庭废水排放也是一个重要的污染来源(Zhang et al.,2004)。
因为流域土壤是开都河污染的主要输入源,为了进一步对流域PAHs的来源进行分析,笔者对土壤中的PAHs进行主成分分析,结果如 图 3所示。土壤中PAHs的3个主成分的方差贡献率分别为35%、32%和24%,累积方差贡献率为91%。主成分1(PC1)包括Nap、Acy、Phe、Ant、BaA和BaP,主成分2(PC2)包括Ace、Acy、Phe和BbF,主成分3(PC3)包括Fl、Acy、Phe和Pyr,不同环数的PAHs在3个主成分都有载荷,即每个主成分中既有高温燃烧源的PAHs又有低温燃烧和石油源的PAHs,这与Xu等(2007)对黄河沉积物的研究结果类似,表明PAHs主要来自混合来源。综合以上所述,开都河流域PAHs来源为以煤、生物质的低温燃烧为主的混合来源,与博斯腾湖沉积岩心中记录的流域中PAHs来源(以木柴、煤等的低温燃烧为主,而汽车尾气等的高温燃烧的比重近年来也有增加趋势)相似(沈贝贝等,2016)。
|
图 3 开都河流域土壤中PAHs的主成分分析 Figure 3 Principal component analysis of PAHs in soil samples from the Kaidu River Catchment |
由于陆地生态系统的复杂性,目前还没有明确的土壤生态风险模式。在评估开都河流域的生态风险时,笔者使用两组沉积物质量标准进行评估： 加拿大提出的标准和生态效应值(CCME,1999； Long and Morgan, 1990)。加拿大SQG包括ISQG值(interim sediment quality guideline)和PEL值(the probable effective level),生态效应值包括ERL值(effects range-low)和ERM值(effects range-median)。低于ISQG和ERL值说明污染物造成的生态风险发生率低,高于PEL和ERM则生态风险发生率高。开都河流域土壤和沉积物中HCHs、DDTs和PAHs都低于这两组标准,表明OCPs和PAHs产生生态风险可能性非常低(图 4)。
|
a: ISQG和PEL; b: ERL和ERM 图 4 土壤和沉积物中OCPs和PAHs的生态风险评估 Figure 4 Risk assessment of OCPs,PAHs in soil and sediments from the Kaidu River Catchment |
新疆开都河流域土壤、开都河河道表层沉积物中污染物的变化趋势与沿河道人类活动强度有关,土壤中的有机污染物是河流、湖泊的重要来源。流域水、土壤和表层沉积物中β-HCH是主要的HCHs,说明流域的HCHs是早期农业残留。流域中DDTs除博斯腾湖采样点外均以p,p' -DDE检出为主,主要是农业活动的DDTs降解残留； 而博斯腾湖水体和沉积物中的DDT以p,p' -DDT为主,可能与沉积物受到开都河入湖水流的扰动所引起的沉积物中DDTs释放有关。对于PAHs,水、土壤和沉积物中都以低分子量PAHs为主； 流域的PAHs主要由家用燃煤、农业生产活动产生为主,而汽车尾气、工业燃煤等产生的污染也不容忽视。通过常用的有机污染物质量标准进行生态风险评估显示,开都河流域中的OCPs和PAHs造成生态风险可能性低。
致谢: 感谢高光研究员和汤祥明在野外采样过程中的帮助,以及金苗老师在有机氯农药和多环芳烃含量测定中的帮助。
| [1] | Arienzo M, Albanese S, Lima A, Cannatelli C, Aliberti F, Cicotti F, Qi S H, De Vivo B. 2015. Assessment of the concentrations of polycyclic aromatic hydrocarbons and organochlorine pesticides in soils from the Sarno River basin, Italy, and ecotoxicological survey by Daphnia magna. Environmental Monitoring and Assessment , 187 (2) : 52. DOI:10.1007/s10661-015-4272-5 |
| [2] | Canadian Council of Ministers of the Environment(CCME). 1999. Canadian sediment quality guidelines for the protection of aquatic life. In:Canadian environmental quality guidelines. Winnipeg, MB:Canadian Council of Ministers of the Environment |
| [3] | Doong R A, Sun Y C, Liao P L, Peng C K, Wu S C. 2002. Distribution and fate of organochlorine pesticide residues in sediments from the selected rivers in Taiwan. Chemosphere , 48 (2) : 237–246. DOI:10.1016/S0045-6535(02)00066-8 |
| [4] | Li J, Liu X, Zhang G, Li X D. 2010. Particle deposition fluxes of BDE-209, PAHs, DDTs and chlordane in the Pearl River Delta, south China. Science of the Total Environment , 408 (17) : 3664–3670. DOI:10.1016/j.scitotenv.2010.04.048 |
| [5] | Liu Y, Yu N, Li Z, Wei Y P, Ma L M, Zhao J F. 2012. Sedimentary record of PAHs in the Liangtan River and its relation to socioeconomic development of Chongqing, Southwest China. Chemosphere , 89 (7) : 893–899. DOI:10.1016/j.chemosphere.2012.05.016 |
| [6] | Long E R, Morgan L G. 1990. The potential for biological effects of sediments-Sorbed contaminants tested in the National Status and Trends Program. Washington:National Oceanic and Atmospheric Administration . |
| [7] | Shi Z, Tao S, Pan B, Fan W, He X C, Zuo Q, Wu S P, Li B G, Cao J, Liu W X, Xu F L, Wang X J, Shen W R, Wong P K. 2005. Contamination of rivers in Tianjin, China by polycyclic aromatic hydrocarbons. Environmental Pollution , 134 (1) : 97–111. DOI:10.1016/j.envpol.2004.07.014 |
| [8] | Wang Y, Chen Y N, Ding J L, Fang G H. 2015. Land-use conversion and its attribution in the Kaidu-Kongqi River Basin, China. Quaternary International , 380 : 380-381–216-223. |
| [9] | Wang Z, Chen J W, Qiao X L, Yang P, Tian F L, Huang L P. 2007. Distribution and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons from urban to rural soils:A case study in Dalian, China. Chemosphere , 68 (5) : 965–971. DOI:10.1016/j.chemosphere.2007.01.017 |
| [10] | Willett K L, Ulrich E M, Hites R A. 1998. Differential toxicity and environmental fates of hexachlorocyclohexane isomers. Environmental Science and Technology , 32 (15) : 2197–2207. DOI:10.1021/es9708530 |
| [11] | Xu J, Yu Y, Wang P, Guo W F, Dai S G, Sun H W. 2007. Polycyclic aromatic hydrocarbons in the surface sediments from Yellow River, China. Chemosphere , 67 (7) : 1408–1414. DOI:10.1016/j.chemosphere.2006.10.074 |
| [12] | Xu S S, Liu W X, Tao S. 2006. Emission of polycyclic aromatic hydrocarbons in China. Environmental Science and Technology , 40 (3) : 702–708. DOI:10.1021/es0517062 |
| [13] | Zhang T, Yang W L, Chen S J, Shi D L, Zhao H, Ding Y, Huang Y R, Li N, Ren Y, Mai B X. 2014. Occurrence, sources, and ecological risks of PBDEs, PCBs, OCPs, and PAHs in surface sediments of the Yangtze River Delta city cluster, China. Environmental Monitoring and Assessment , 186 (8) : 5285–5295. DOI:10.1007/s10661-014-3777-7 |
| [14] | Zhang Z L, Huang J, Yu G, Hong H S. 2004. Occurrence of PAHs, PCBs and organochlorine pesticides in the Tonghui River of Beijing, China. Environmental Pollution , 130 (2) : 249–261. DOI:10.1016/j.envpol.2003.12.002 |
| [15] | 李春娣, 颜文, 陈忠. 2003. 河口区毒害有机污染物及其生态效应研究进展. 矿物岩石地球化学通报 , 22 (3) : 239–244. |
| [16] | 沈贝贝, 吴敬禄, 赵中华, 曾海鳌, 金苗. 2016. 近百年来新疆博斯腾湖多环芳烃的组成及变化特征. 环境科学 , 37 (2) : 507–512. |
| [17] | 吴敬禄, 马龙, 曾海鳌. 2013. 新疆博斯腾湖水质水量及其演化特征分析. 地理科学 , 33 (2) : 231–237. |
| [18] | 杨彬, 解启来, 廖天, 王勤锋, 吴攀碧. 2011. 博斯腾湖沉积物中有机氯农药的分布特征及生态风险评价. 湖泊科学 , 23 (1) : 29–34. |
| [19] | 朱银银. 2015. 新疆开都-孔雀河流域水功能区纳污能力计算研究. 环境科学与管理 , 40 (1) : 60–62. |