閩江水體和生物體中六六六和滴滴涕污染特征和來源解析

黃幸然，吳旺旺，胡寶葉，易志剛

福建農林大學資源與環境學院，福建 福州 350002

?

閩江水體和生物體中六六六和滴滴涕污染特征和來源解析

黃幸然，吳旺旺，胡寶葉，易志剛*

福建農林大學資源與環境學院，福建 福州 350002

摘要：六六六（HCHs）和滴滴涕（DDTs）是一類難降解的環境污染物，可在生物體內蓄積并通過食物鏈傳遞，對生態環境及人體健康造成嚴重威脅。以閩江下游河段水體（壁頭到草霞洲）和14種生物體為研究對象，使用氣相色譜-電子捕獲檢測器（GC-μECD）測量了其HCHs和DDTs殘留量，并進行了組成特征和來源分析。結果表明：該河段水體∑HCHs和∑DDTs質量濃度范圍分別為1.031～1.804和0.767～1.156 ng·L-1，低于國家《地表水環境質量標準》，且壁頭高于草霞洲。兩個采樣點∑HCHs濃度表現為表層水高于深層水，溶解相高于顆粒相；∑DDTs濃度表現為表層水低于深層水，顆粒相高于溶解相。生物體中，HCHs質量分數為0.725～5.574 ng·g-1，以β-HCH為主，占27.8%～62.6%；DDTs質量分數為2.266～9.189 ng·g-1，以p，p'-DDT為主，占14.9%～43.6%。閩江生物體中殘留量和生物富集系數DDTs高于HCHs，且均是魚類>蟹類>沼蝦類。其中，白條鈍鰕虎魚最大，白鯽魚最低。HCHs和DDTs組成特征表明，閩江水體和生物體中α-HCH/γ-HCH比值分別為0.891～1.104 和0.416～3.871，低于工業HCHs中α-HCH/γ-HCH比值，說明閩江HCHs主要來源于林丹的使用；而閩江水體和生物體中o，p'-DDT/p，p'-DDT比值分別為0.434～0.739和0.396～1.543，高于工業DDTs中o，p'-DDT/p，p'-DDT比值，說明閩江DDTs主要來源于歷史殘留，且可能存在三氯殺螨醇的輸入。雖然閩江水體和生物體中HCHs和DDTs殘留量相對較低，但由于其具有高生物富集性等特征，仍需對其加強監測，以保證閩江流域環境及水產品安全。

關鍵詞：HCHs；DDTs；閩江；殘留；富集；來源

引用格式：黃幸然， 吳旺旺， 胡寶葉， 易志剛. 閩江水體和生物體中六六六和滴滴涕污染特征和來源解析［J］. 生態環境學報，2016， 25（3）: 482-488.

HUANG Xingran， WU Wangwang， HU Baoye， YI Zhigang. Occurrence and Source Apportionment of HCHs and DDTs in Water and Organisms in Min River of Fujian， China ［J］. Ecology and Environmental Sciences， 2016， 25（3）: 482-488.

HCHs和DDTs是一類具有高毒性、生物蓄積性、半揮發性和長距離遷移性的有機氯農藥（OCPs），因其具有高效的殺蟲效果而被廣泛使用（龐緒貴等，2009）。但由于其毒性強、化學性質穩定，能夠通過食物鏈在人體累積等特性，可能導致人體和動植物體慢性中毒，嚴重影響生態系統平衡和人體健康。因此，HCHs和DDTs也作為首批控制的12種持久性有機化合物被列入《關于持久性有機污染物的斯德哥爾摩公約》（乾武等，2009）。盡管我國于1983年開始禁止生產和使用HCHs和DDTs，但由于其能夠通過大氣沉降和地表徑流等多種途徑進入環境中，在環境介質之間進行遷移和轉化，因此在土壤、水體和生物體等都有檢測出HCHs 和DDTs的存在（胡雄星等，2005；金廣遠，2010）。

閩江是福建省的母親河，流經全省5個地級市和32個縣級市，年平均徑流量1980 m3·s-1。閩江在全省經濟、社會和環境的可持續發展中占有重要的地位，是福建人民生活和生產的重要經濟來源。1985年之前，福建省所使用的殺蟲類化學農藥90%以上均為OCPs，且1976─1980年累積排入閩江的農藥高達20632 t。大量OCPs輸入使得閩江水系水質逐漸惡化（王月儀，2007），嚴重威脅人們身體健康和安全（Jaward et al.，2004；Yu et al.，2010；馬子龍等，2013）。

目前，對于閩江生物體內有機氯農藥污染殘留量及其組成特征的綜合研究相對較少。因此，本文對閩江下游河段（壁頭到草霞洲）水體和14種水生生物體中的HCHs和DDTs含量進行測定，分析其在該河段水體和生物體的殘留水平，并探討HCHs和DDTs的組成特征及其可能來源，以期為閩江流域環境保護和水產品安全提供基礎數據和科學依據。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

2012年10月，分別在閩江下游入海口壁頭（BT）和草霞洲（CXZ）兩側距河岸5 m處及河中央采集水面下0.5 m（表層）和3 m（深層）水樣（圖1），不同深度共9個樣品混合成1個樣品，每個樣品約20 L，將同一采樣點同一深度的水樣合成一份待測樣品，并通過撒網采集水生生物樣品。共捕集到白鰷（Hemiculter leucisculus）、翹嘴鲌（Erythroculter ilishaeformis）、白條鈍鰕虎魚（Amblygobius albimaculatus）、鳳鱭（Coilia mystus）、羅非魚（Oreochromis mossambicus）、銀線彈涂魚（Periophthalmus cantonensis（Osbeck））、麥穗魚（Pseudorasbora parva）、高體鰟鮍（Rhodeus ocellatus）、光澤黃顙魚（Pelteobagrus nitidus）、鱸魚（Lateolabrax japonicus）、白鯽魚（Carassius cuvieri）、中華絨鰲蟹（Eriocheir sinensis H.Milne-Edwards）、斑點相手蟹（Parasesarma pictum）和羅氏沼蝦（Macrobrachium rosenbergii）等14種水生樣品（每種生物至少3條）。樣品冷藏并盡快將其帶回實驗室，挑選魚齡基本一致（1～2年）的樣品3個，冷凍保存。

1.2 儀器與試劑

所有的玻璃器皿過5%的鉻酸洗液，放置4 h，加水浸泡2 h，清洗后110 ℃烘干，再在450 ℃下灼燒4 h后待用；有機溶劑經二次蒸餾后待用；硅膠和中性氧化鋁用二氯甲烷抽提72 h，硅膠180 ℃、氧化鋁250 ℃活化后加入3%的二次水去活化；分析純無水硫酸鈉在450 ℃下灼燒4 h，玻璃纖維濾膜在烘箱干燥后待用。HCHs和DDTs標樣、回收率指示物四氯間二甲苯（TCMX）和十氯聯苯（PCB209）、內標化合物五氯硝基苯（PCNB）均購自美國Accustandard公司。分析儀器為Agilent 7890-μECD。

1.3 樣品前處理

水樣過玻璃纖維濾膜（GF/F，0.45 μm）分成溶解相和顆粒相。顆粒相冷凍干燥，加20 ng TCMX 和PCB209作為回收率指示物，二氯甲烷超聲萃取3次后合并成1個樣品；溶解相中加入上述回收率指示物后用XAD-2樹脂富集，再分別用甲醇、甲醇-二氯甲烷（體積比1∶1）、二氯甲烷-正己烷（體積比1∶1）洗脫，二氯甲烷萃取洗脫液。

超聲或萃取得到的樣品過酸性硅膠/氧化鋁/硅膠（6 cm/6 cm/12 cm）復合柱，用70 mL二氯甲烷-正己烷混合溶劑淋洗，得到HCHs和DDTs目標組分，旋轉蒸發濃縮，并將溶劑轉換為正己烷，氮吹定容至200 μL。加入20 ng PCNB作內標，進行GC-μECD分析（林崢等，1999）。

圖1 閩江采樣點位圖Fig. 1 Sampling sites of Min river

生物樣品去除內臟，冷凍干燥后，3個生物樣品混合，取5.000 g加入一定量無水硫酸鈉混合研磨，加入上述回收率指示物后，二氯甲烷-正己烷索氏抽提72 h；旋轉蒸發濃縮提取液，過凝膠滲透色譜柱（GPC柱）純化去除生物大分子，然后經酸性硅膠/氧化鋁/硅膠（6 cm/6 cm/12 cm）復合柱凈化；其余步驟參照水樣處理，最后進行上機分析。

1.4 樣品分析

采用Agilent GC-μECD分析前處理后的樣品。色譜柱為DB-5（30 m×0.32 mm×0.25 μm），色譜條件：進樣口溫度280 ℃，檢測器溫度315 ℃，載氣流量1.5 mL·min-1，無分流進樣1 μL。升溫程序為初始溫度80 ℃，保持2 min，以10 ℃·min-1升溫至200 ℃，再以3 ℃·min-1升溫至280 ℃，保持10 min。通過與標準物質譜圖中保留時間對照定性，采用五點校正曲線和內標法定量。

1.5 質量控制與質量保證（QA/QC）

采用USEPA QA/QC控制樣監控：方法空白、加標空白、基質加標、基質加標平行樣、樣品平行樣、并用回收率指示物監測分析流程。HCHs和DDTs檢測限0.003～0.011 ng·g-1，TCMX和PCB209回收率分別為81.4%±12.7%和77.9%±14.5%，基質加標回收率為68%～104%，所有樣品定量結果未經回收率校正。每日進樣前用標樣做裂解檢查，裂解率小于15%方可進樣，否則清洗襯管。詳細分析方法及QA/QC參照文獻（林崢等，1999）。

2 結果與分析

2.1 閩江水體中有機氯農藥總體水平

閩江水體∑HCHs和∑DDTs質量濃度范圍分別為1.031～1.804和0.767～1.156 ng·L-1（表1），污染水平均低于國家《地表水環境質量標準》（GB3838 ─2002）。與各地不同水體的質量濃度相比，閩江水體HCHs濃度與淮河等相當（Feng et al.，2011），高于湄洲灣（胡晴暉，2014）、微山湖（葛冬梅等，2010）和Johannesburg City（南非）（Amdany et al.，2014）等水體，低于Kucuk Menderes River（土耳其）（Turgut，2003）等。DDTs污染水平同湄洲灣等水體相近，低于淮河（Feng et al.，2011）和Kucuk Menderes River（Turgut，2003），比微山湖（葛冬梅等，2010）和Johannesburg City（Amdany et al.， 2014）高。比較發現，閩江水體HCHs和DDTs含量較低，但由于其難降解性和高生物富集性（Kelly et al.，2007），因此仍需對其加強監測和治理。

比較兩個采樣點發現，壁頭∑HCHs和∑DDTs濃度都高于草霞洲（表1），可能是由于壁頭處于草霞洲的上游，HCHs和DDTs經過河流沖刷降解，到達下游草霞洲時濃度降低。此外，∑HCHs的濃度比∑DDTs高，這可能是因為DDTs的溶解度和蒸汽壓比HCHs低；而HCHs親水性高于DDTs，正辛醇-水分配系數低，導致其更容易在水相中富集（馮精蘭等，2015）。表層水中∑HCHs濃度低于深層，但差異不明顯；相反，∑DDTs濃度則是表層高于深層。DDTs溶解相濃度高于顆粒相；然而，HCHs卻是溶解相較高。

2.1.1 HCHs

圖2 閩江水體中HCHs異構體的相對含量Fig. 2 Relative content of HCHs isomers in Min river

表1 閩江水體中HCHs和DDTs濃度（ng·L-1）及組分特征Table 1 Concentrations and composition characteristics of HCHs and DDTs in Min river （ng·L-1）

4種HCHs異構體（α-HCH、β-HCH、γ-HCH 和δ-HCH）在兩個采樣點均有檢出，且相對含量表現為β-HCH> γ-HCH>α-HCH>δ-HCH（圖2）。工業HCHs中各同分異構體的相對含量為α-HCH （65%～70%）>γ-HCH（10%～14%）>δ-HCH （6%）>β-HCH（5%～6%）（Lee et al.，2001），而林丹含有99%以上的γ-HCH。在這些異構體之中，β-HCH的穩定性最強，若其含量較高則意味著HCHs有可能來自歷史污染的殘留（明璽，2007）。本研究中β-HCH的含量比其他HCHs異構體高（圖2），說明該段閩江水體中HCHs為歷史污染來源。

工業HCHs中α-HCH/γ-HCH比值在4～7之間，而HCHs的有效成分為γ-HCH，因此通常以α-HCH/γ-HCH比值判斷是否有工業源或者林丹輸入。樣品α-HCH/γ-HCH比值在4～7之間說明HCHs可能來源于工業輸入；若比值接近于1，說明有林丹的輸入（Walker et al.，1999；Law et al.，2001）。本研究α-HCH/γ-HCH比值范圍為0.891～1.104（表1），表明該段閩江水體中可能遭受林丹輸入的污染。

2.1.2 DDTs

壁頭和草霞洲水體中4種DDTs異構體檢出率為100%，且p，p'-DDT的相對含量最大（41.0%～57.2%）（圖3）。4種異構體平均質量濃度為p，p'-DDT （0.494 ng·L-1）>o，p'-DDT（0.273 ng·L-1）>p，p'-DDE （0.139 ng·L-1）>p，p'-DDD（0.082 ng·L-1）。p，p'-DDT能夠在好氧條件下轉化為p，p'-DDE，在厭氧條件下轉化為p，p'-DDD。環境中p，p'-DDE主要來自p，p'-DDT的轉化，因此可用p，p'-DDE/p，p'-DDT比值判斷歷史污染，若該值較低，表示有新的DDTs輸入，否則為歷史污染（Zheng et al.，2009）。閩江水體中的p，p'-DDE/p，p'-DDT比值范圍為0.148～0.369（表1），均小于1。說明該水域仍存在新的DDTs輸入。還有研究表明，若水體中檢出p，p'-DDT，意味著水體中不僅有DDT歷史殘留，還有新的污染物來源（柳麗麗等，2014）。

圖3 閩江水體中DDTs異構體的相對含量Fig. 3 Relative content of DDTs isomers in Min river

工業DDTs（15% o，p'-DDT和70% p，p'-DDT）在中國已被禁用30多年，如今DDTs主要作為三氯殺螨醇生產的中間體。p，p'-DDT在環境中比o，p'-DDT更難降解（Shen et al.，2005），因此環境樣品中o，p'-DDT/p，p'-DDT的比值不會大于工業DDTs兩者的比值。但也有研究表明，在三氯殺螨醇合成過程中，p，p'-DDT向三氯殺螨醇的轉化率高達93%，而o，p'-DDT的轉化率僅有37%，從而導致環境中的o，p'-DDT/p，p'-DDT比值較高（Qiu et al.，2005）。不同來源的DDTs有不同的組成特征：來源于三氯殺螨醇中殘留的DDTs以o，p'-DDT為主；而農藥的DDTs則是以p，p'-DDT為主（Qiu et al.，2005；畢峻奇等，2013）。本研究o，p'-DDT/p，p'-DDT的比值范圍為：0.434～0.739（表1），高于工業DDTs中o，p'-DDT/p，p'-DDT比值（Martijin et al.，1993），。說明研究水域周圍地區可能有三氯殺螨醇的輸入。

2.2 閩江水生生物體中HCHs和DDTs總體水平

HCHs和DDTs在生物體內的濃度及富集系數大小順序為：白條鈍鰕虎魚>翹嘴鲌>高體鰟鮍>羅非魚>銀線彈涂魚>鳳鱭>白鰷>光澤黃顙魚>麥穗魚>中華絨鰲蟹>斑點相手蟹>淡水鱸魚>羅氏沼蝦>白鯽魚（表2）。研究表明，生物體HCHs和DDTs的富集能力主要與其食性、生長環境、生活習性和脂肪含量有關（穆三妞等，2013；丘耀文等，2008）。白條鈍鰕虎魚中體內HCHs和DDTs殘留量最高，分別為5.574和9.189 ng·g-1，白鯽魚最低。這可能是由于白條鈍鰕虎魚營養級較高，生物富集能力強。

表2 閩江水生生物體中HCHs和DDTs殘留量（ng·g-1）和富集系數Table 2 Residue （ng·g-1） and enrichment factors of HCHs and DDTs in organisms in Min river

將14種水生生物體根據種類，分成魚類、沼蝦類和蟹類3個類群，由表2可以得出，HCHs和DDTs的濃度和富集系數：魚類>蟹類>沼蝦類。水生生物體中HCHs（0.725～5.574 ng·g-1）濃度水平比DDTs（2.266～9.189 ng·g-1）低，與水體相反（表1）；富集系數DDTs（2276～8470）高于HCHs（411～3165），這可能是由于DDTs被禁止使用的時間比HCHs晚（史雅娟等，2005），且DDTs更不易降解（葉玫等，2010），故生物體中DDTs濃度較高；其次，HCHs親脂性比DDTs弱，從而其生物富集系數低于DDTs（駱世昌等，2001）。

2.2.1 HCHs

與國內外報道相比，本研究中的魚類、蝦類、螃蟹類的HCHs含量較低，顯著低于長江口南部、杭州灣和地中海沿岸國家等，與閩東沿岸和珠江口相近（表3）。

HCHs的4種異構體在閩江水生生物體內均有檢出，絕大多數生物體內β-HCH所占比例最大，占27.8%～62.6%（圖4）。除翹嘴鲌、中華絨螯蟹和白鯽魚外，其他生物體內4種異構體的含量順序為：β-HCH>α-HCH>γ-HCH>δ-HCH，與水體中的HCHs異構體排序較接近。

HCHs異構體有著不同的物理和化學性質，會導致不同的環境行為，在環境中的生物降解速率為α-HCH>γ-HCH>δ-HCH>β-HCH（龍智勇等，2009）。而HCHs的脂溶性使其易通過食物鏈在動物體內富集，且富集程度和富集部位因生物種類不同而有差異。14種生物體內的HCHs的α-HCH/γ-HCH比值大多介于1～2之間（表4），說明林丹的使用對該段閩江水生生物體內HCHs有所影響。

圖4 閩江生物體中HCHs異構體相對含量Fig. 4 Relative content of HCHs isomers in organisms in Min river

2.2.2 DDTs

與HCHs類似，閩江水生生物（魚類、蝦類、螃蟹類）DDTs殘留量較低，顯著低于長江口南部、杭州灣等，與珠江口和粵西海域較接近（表3）。與珠江口比較發現，本研究生物體DDTs的富集系數略低（Qiu et al.，2005）。

表3 國內外部分水域生物體內HCHs和DDTs殘留量對比Table 3 Comparison of residual contents of HCHs and DDTs in organisms among areas of China and foreign counties ng·g-1

表4 閩江水生生物體中的HCHs和DDTs部分異構體比值Table 4 Composition characteristics of HCHs and DDTs in organisms in Min river

圖5顯示，每種樣品體內4種DDT異構體均有檢出，p，p'-DDT的相對含量最高，占14.9%～43.6%。不同生物4種DDTs異構體相對含量都不同，多數生物體內4種異構體相對含量為：p，p'-DDT>o，p'-DDT>p，p'-DDE>p，p'-DDD，與水體中DDTs相對含量有較大差異。

圖5 閩江生物體中DDTs異構體相對含量Fig. 5 Relative content of DDTs isomers in organisms in Min river

DDTs異構體組成分析：閩江水生生物樣品體內的p，p'-DDE/p，p'-DDT比值范圍為0.271～0.616（表4），均小于1。說明該水域仍存在新的DDTs輸入。工業品DDTs中，o，p'-DDT和p，p'-DDT降解速率和光解速率半衰期接近，且o，p'-DDT/p，p'-DDT比值為0.175左右。而三氯殺螨醇含有較多的DDTs雜質，以o，p'-DDT為主。14種生物體內o，p'-DDT/p，p'-DDT的比值范圍為0.396～1.543（表4），明顯大于0.175，說明生物樣品生活水域及其附近區域可能存在著三氯殺螨醇的使用或者輸入。生物體內的DDTs的殘留與其生活習性和食性有很大關系（丘耀文等，2008）；其次，不同生物體內的正辛醇-水分配系數不一致也可能會導致其對不同異構體DDTs的富集能力差異。研究表明，DDTs主要累積在沉積物中，因此以底泥等顆粒物為食的底層生物更容易富集DDTs（穆三妞等，2013）。

3 結論

閩江壁頭到草霞洲河段水體∑HCHs和∑DDTs濃度處于中等水平，低于國家《地表水環境質量標準》（GB3838─2002），且∑HCHs濃度比∑DDTs高。上游（壁頭）∑HCHs和∑DDTs由于河水沖刷到達下游時（草霞洲）濃度降低。∑HCHs表現為表層濃度高于深層，溶解相較高；∑DDTs則表現為表層濃度低于深層，顆粒相較高。

水體中HCHs和DDTs的異構體檢出率均為100%，且β-HCH和p，p'-DDT的含量分別高于其他異構體。HCHs和DDTs的組成特征表明：壁頭到草霞洲河段水體HCHs主要來源于歷史污染的殘留和林丹的輸入；而DDTs主要來源于原有農藥的殘留和三氯殺螨醇的使用。

閩江水生生物體中HCHs和DDTs都有檢出，且魚類>蟹類>沼蝦類。HCHs濃度水平及富集系數均比DDTs低，與水體相反。其中，β-HCH和p，p'-DDT含量最高。HCHs和DDTs的組成特征表明：該河段水生生物體HCHs主要來源于林丹的使用；而DDTs主要來源于三氯殺螨醇的輸入。

參考文獻：

AMDANY R， CHIMUKA L， CUKROWSKA E， et al. 2014. Assessment of bioavailable fraction of POPS in surface water bodies in Johannesburg city， south Africa， using passive samplers: an initial assessment ［J］. Environmental Monitoring and Assessment， 186（9）: 5639-5653.

FENG J L， ZHAI M X， LIU Q， et al. 2011. Residues of organochlorine pesticides （OCPs） in upper reach of the huaihe river， East China ［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety， 74（8）: 2252-2259.

JAWARD F M， BARBER J L， BOOIJ K， et al. 2004. Evidence for dynamic air-water coupling and cycling of persistent organic pollutants over the open Atlantic Ocean ［J］. Environmental Science and Technology， 38（9）: 2617-2625.

KELLY B C， IKONOMOU M G， BLAIR J D， et al. 2007. Food web-specific biomagnification of persistent organic pollutants ［J］. Science， 317（5835）: 236-239.

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 and Chemistry， 20（12）: 2690-2698.

LEE K， TANABE S， KOH C. 2001. Distribution of organochlorine pesticides in sediments from Kyeonggi Bay and nearby areas， Korea ［J］. Environmental Pollution， 114（2）: 207-213.

MARTIJIN A， BAKKER H， SCHREUDER R. 1993. Soil persistence of DDT， dieldrin， and lindane over a long period ［J］. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology， 51（2）: 178-184.

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 and Engineering Data， 50（3）: 742-768.

TURGUT C. 2003. The contamination with organochlorine pesticides and heavy metals in surface water in Kü?ük Menderes River in Turkey，2000-2002 ［J］. Environment International， 29（1）: 29-32.

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.

YU H Y， GUO Y， ZENG E Y.2010. Dietary intake of persistent organic pollutants and potential health risks via consumption of global aquatic products ［J］. Environmental Toxicology and Chemistry， 29（10）: 2135-2142.

ZHENG X， LIU X， LIU W， et al. 2009. Concentrations and source identification of organochlorine pesticides （OCPs） in soils from Wolong Natural Reserve ［J］. Chinese Science Bulletin， 54（5）: 743-751.

畢峻奇， 黃幸然， 鄭麗麗， 等. 2013. 福州城郊冬夏兩季大氣中HCHs和DDTs分布特征［J］. 中國環境科學， 33（4）: 577-583.

馮精蘭， 余浩， 劉書卉， 等. 2015. 新鄉市地表水體HCHs和DDTs的分布特征及生態風險評價［J］. 環境科學， 36（8）: 2849-2856.

葛冬梅， 韓寶平， 鄭曦. 2010. 微山湖水體中有機氯農藥的分布及風險評價［J］. 安徽農業科學， 38（22）: 11987-11989.

郝永梅， 孫振中， 張玉平， 等. 2007. 長江口九段沙中華絨螯蟹體內重金屬和有機氯農藥的分布特征［J］. 上海水產大學學報， 16（5）: 500-504.

胡晴暉. 2014. 湄洲灣水體中持久性有機污染物的污染特征與風險評估［J］. 中國環境科學， 34（10）: 2536-2544.

胡雄星， 韓中豪， 周亞康， 等. 2005. 黃浦江表層沉積物中有機氯農藥的分布特征及風險評價［J］. 環境科學， 26（3）: 44-48.

金廣遠， 王鐵宇， 顏麗， 等. 2010. 北京官廳水庫周邊土壤HCHs和DDTs暴露特征與風險評價［J］. 環境科學， 31（5）: 1359-1365.

林崢， 麥碧嫻. 1999. 沉積物中多環芳烴和有機氯農藥定量分析的質量保證和質量控制［J］. 環境化學， 18（2）: 115-121.

柳麗麗， 李劍， 李沫蕊， 等. 2014. 官廳水庫水體有機氯農藥殘留特征及健康風險評價［J］. 北京師范大學學報（自然科學版）， 50（6）: 657-661.

龍智勇， 周文斌， 胡春華， 等. 2009. 鄱陽湖流域沉積物中有機氯農藥的殘留特征及風險評估［J］. 南昌大學學報: 理科版， 33（6）: 576-580.

駱世昌， 余漢生. 2001. 珠江口及附近海域生物體中BHC和DDT的含量研究［J］. 海洋通報， 20（2）: 44-50.

馬子龍， 毛瀟萱， 丁中原， 等. 2013. 新疆哈密地區有機氯農藥大氣、土壤殘留特征、氣-土交換及潛在生態風險［J］. 環境科學， 34（3）: 1120-1128.

明璽. 2007. 長江口水體中典型有機污染物檢測及其生物效應的初步研究［D］. 上海: 同濟大學.

穆三妞， 賴子尼， 王超， 等. 2013. 珠江水產品中滴滴涕和六六六殘留特征及風險評價［J］. 生態毒理學報， 8（1）: 85-91.

龐緒貴， 張帆， 王紅晉， 等. 2009. 魯西南地區土壤中有機氯農藥的殘留及其分布特征［J］. 地質通報， 28（5）: 667-670.

丘耀文， 郭玲利， 張干. 2008. 深圳灣典型有機氯農藥的生物累積及其人體健康風險［J］. 生態毒理學報， 3（1）: 42-47.

史雅娟， 郭非凡， 孟凡喬， 等. 2005. 果園土壤有機氯農藥殘留的時間趨勢研究［J］. 環境科學學報， 25（3）: 313-318.

宋乾武， 供晉國. 2009. 水環境優先控制污染物及應急工程技術［M］. 北京: 中國建筑工業出版社.

王月儀. 2007. 水資源及水生態的現狀及治理［J］. 福建建設科技， （3）: 61-62.

葉玫， 阮金山， 鐘碩良， 等. 2010. 閩東沿岸生態監控區經濟水產品中六六六、滴滴涕殘留與風險評價［J］. 水產學報， 34（8）: 1260-1269.

Occurrence and Source Apportionment of HCHs and DDTs in Water and Organisms in Min River of Fujian， China

HUANG Xingran， WU Wangwang， HU Baoye， YI Zhigang*
College of Resources and Environment， Fujian Agriculture and Forestry University， Fuzhou 350002， China

Abstract:As refractory environment pollutants， HCHs and DDTs can accumulate in organisms and transfer through the food chain，which is harmful to human health and ecologic environment. Gas chromatography-electron capture detector （GC-μECD） was used to measure the residue of HCHs and DDTs in the water and fourteen kinds of organisms in the downstream （Bitou-Caoxiazhou） of Min river， and the composition characteristics and source of HCHs and DDTs were analyzed. The results showed that the concentrations of HCHs and DDTs in the water ranged from 1.031～1.804 ng·L-1and 0.767～1.156 ng·L-1respectively， which was lower than the national “Water Quality Stadards for Surface Water”. ∑HCHs and ∑DDTs in Bitou were higher than those in Caoxiazhou. ∑HCHs in the surface water were higher than those in the deep water， and ∑HCHs in the dissolved phase were higher than those in the particle phase. For DDTs， The concentrations in the deep water were higher than those in surface water， and those in the particle phase were higher than those in the dissolved phase. The concentrations of HCHs ranged from 0.725～5.574 ng·g-1in the organisms， with β-HCH being the dominant （27.8%～62.6%）. For DDTs， the values ranged from 2.266～9.189 ng·g-1， with p，p'-DDT being the most （8.4%～18.6%）. The concentrations and accumulation factors of DDTs were higher than those of HCHs， with the highest in the fish，and the lowest in the shrimps. In addition， the Amblygobius albimaculatus was the most， while the Carassius cuvieri was the lowest. The HCHs composition analysis showed that the ratios of α-HCH/γ-HCH was lower than those in industries， with the values from 0.891～1.104 and 0.416～3.871 for water and organisms， respectively， suggesting the input of lindane was the main source for HCHs in Min river. For DDTs， the ratio of o，p'-DDT/p，p'-DDT in the river and organisms ranged from 0.434～739 and 0.396～1.543，respectively， which was higher than the ratio in industries， inditating the historical usage of technical DDTs was the main source for DDTs and the likely application of dicofol in Min river. Generally， due to the high bioaccumulation of HCHs and DDTs， continuous monitoring are needed in Min River， although the residual levels of HCHs and DDTs were relatively low， and thus it can provide a scientific basis for the environment protection and the safety of aquatic products in Min river.

Key words:HCHs； DDTs； Min river； residue； enrichment； source

DOI:10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.03.017

中圖分類號：X592

文獻標志碼：A

文章編號：1674-5906（2016）03-0482-07

基金項目：國家自然科學基金項目（41173090；41473083）

作者簡介：黃幸然（1991年生），男，碩士研究生，主要研究方向為環境生態學。E-mail: huangxingran_demon@163.com*通信作者：易志剛（1973年生），男，教授，博士。E-mail: zgyi@fafu.edu.cn

收稿日期：2016-01-29