湄洲湾水体中持久性有机污染物的污染特征与风险评估

胡晴晖

(福建省近岸海域环境监测站,福建 莆田 351100)

湄洲湾水体中持久性有机污染物的污染特征与风险评估

胡晴晖*

(福建省近岸海域环境监测站,福建 莆田 351100)

对湄洲湾海域表层水体中的持久性有机污染物(POPs)的特征进行了综合的调查分析.结果显示,湄洲湾水体中有机氯农药(OCPs)、多氯联苯(PCBs)、多环芳烃(PAHs)的浓度分别为:1.51～10.3ng/L[平均值(4.28±2.72)ng/L]、5.31～42.6ng/L[平均值(18.52±10.58)ng/L]、125～167ng/L[平均值(145±11.8)ng/L].与国内其他海域水体相比,湄洲湾的 POPs污染均处于中等偏低的水平.湄洲湾海域水体中不同种类的POPs空间分布存在较大差异.HCHs分布表明该区域存在工业品HCHs和林丹的使用;滴滴涕(DDTs)则以工业早期残留为主并伴有新的污染输入;沿岸的化工企业排放的污水可能是该海域PCBs的主要来源;PAHs主要来源石油源,这与该海域密集的油码头与频繁的船运有关.依据目前的环境控制标准判定,湄洲湾海域水体中POPs仅PCBs的浓度有超出风险值限定,可能对生态环境造成危害,应采取相应的污染物控制与减排措施.

持久性有机污染物；湄洲湾；环境容量；生态风险

持久性有机污染物(POPs)是具有毒性、难以降解、可长期在生物体内、生态系统中蓄积的物质,即使暴露在非常低剂量的 POPs中也有可能引发癌症、损害中枢和外围神经系统、引发免疫系统疾病、生殖紊乱以及干扰婴幼儿的正常发育,直接威胁人类生存繁衍和可持续发展的有机化学品[1].有机氯农药(OCPs)和多氯联苯(PCBs)是一类典型的POPs,其半衰期长、化学性质稳定、在环境中不易降解和代谢,且通过生物富集,经食物链浓缩、累积,具有强烈的“三致效应”造成长期慢性毒性效应,构成对人类和生态系统的潜在危害[3].多环芳烃(PAHs)具有高毒性、持久性和生物富集效应,在环境污染物的研究中备受关注(美国环保署选定了 16种多环芳烃作为水生生态系统中优先监测的指标)[5].

湄州湾是福建省沿海中部的一深入内陆的半封闭狭长形海湾,近年来,湄洲湾的港口、石化和能源工业发展迅速,湄洲湾开发区已发展成为福建省重要的石化基地.对湄洲湾有机氯化合物研究则未有开展,因此,有必要开展湄洲湾水域中有机氯类化合物和多环芳烃水平的监测.

本文通过对湄州湾海水有机氯化合物、多环芳烃的调查,分析有机污染含量水平、组成特征、空间分布、形态、转化和通量,并结合环境因素,探讨其来源及输入途径;研究湄洲湾海域POPs环境容量;参照相关的环境标准,评价该海域有机污染物的环境质量状况,提出污染防治和保护对策.

1 材料与方法

1.1 样品采集

2013年4月,根据湄洲湾的水文特征以及受人类活动影响的程度,在湄洲湾布设M1～M15共15个的海域调查站位(图 1),用不锈钢采水器采集了0.5m表层水样,水样体积为4L,保存于棕色玻璃瓶中,用于有机氯化合物和多环芳烃的分析.

1.2 药品试剂与仪器设备

有机氯农药标准物质(25种 OCPs混合标样):α-HCH、β-HCH、γ-HCH、δ-HCH、HCB(六氯苯)、p,p′-DDD、p,p′-DDE、p,p′-DDT、 o,p′-DDD、o,p′-DDE、o,p′-DDT、艾氏剂、异艾氏剂、狄氏剂、异狄氏剂、硫丹I、硫丹Ⅱ、七氯、环氧七氯 A、环氧七氯 B、α-氯丹、γ-氯丹、氧氯丹、甲氧氯、灭蚁灵(购自AccuStandard公司,USA)).回收率指示物和内标:2,4,5,6-四氯间二甲苯(TCMX)和 PCB209(十氯联苯)作为回收率指示物;PCB209(十氯联苯)作为内标物进行定量分析.

多氯联苯标准物质(28种 PCBs混合标准): PCB8、PCB18、PCB28、PCB44、PCB52、PCB66、PCB101、PCB81、PCB77、PCB118、PCB123、PCB114、PCB105、PCB153、PCB138、PCB126、PCB187、PCB128、PCB167、PCB156、PCB157、PCB180、PCB169、PCB170、PCB189、PCB206、PCB195,PCB209(购自AccuStandard公司,USA).

多环芳烃标准物质(16种 PAHs混合标样):萘、苊烯、苊、芴、菲、蒽、荧蒽、芘、苯并(a)蒽、苯并(b)荧蒽、苯并(k)荧蒽、苯并(a)芘、茚并(1,2,3-cd)芘、二苯并(a,h)蒽和苯并(ghi)苝(美国 Supelco公司).PAHs回收率指示物:由萘-D8、苊-D10、菲-D10和苝-D12组成的氘代PAHs混合标准物质(Ultra Scientific Inc. 公司,USA),用于样品中PAHs的定性与定量.

所用甲醇、乙酸乙酯、正己烷、丙酮、二氯甲烷均为HPLC级,购自美国Tedia公司;玻璃纤维滤膜(90mm, Millipore公司),无水硫酸钠为分析纯(国药集团化学试剂有限公司);进口硅胶、氧化铝分别为80～100目、100～200目(美国Sigma公司).玻璃纤维滤膜、无水硫酸钠在 450℃下灼烧4h,中性硅胶、氧化铝450℃活化4h,冷却至室温,分别加入重量2%和1%的MilliQ水去活2h,达到平衡后,储于干燥器中密封保存待用.

固相萃取柱采用 SUPELCLEAN ENVI-18型(美国 Supelco公司);冷冻干燥仪:Free zone 4.5,Labconco.Co.,德国;气相色谱-质谱联用仪: Aglient 6890Plus GC-5973MSD,USA;气相色谱仪,Agilent 7890GC-ECD,USA.

1.3 样品前处理

水样运回实验室后,采样完成后用 GF/F玻璃纤维滤膜(90mm, Millipore)进行过滤得到颗粒相样品.颗粒相滤膜冷冻干燥完后,将附着颗粒物的玻璃纤维滤膜冷冻干燥且称重的玻璃纤维滤膜后,剪成细条碎片放入60mL的离心管中,加入多环芳烃与有机氯化合物的回收率指示物, 20mL的丙酮/正己烷混合溶液(V:V=1:1)超声萃取30min后,静置过夜,离心后吸出上清液至梨形瓶中,再分别加入10mL混合溶液依次超声萃取2次(每次15min),合并3次的提取液共约40mL,静置冷却.过滤完后的水样用 SUPELCLEAN ENVI-18型固相萃取柱对溶解相样品进行富集:水样中加入多环芳烃与有机氯化合物的回收率指示物混合物,SPE柱先用10mL甲醇进行活化、接着用10mL Milli-Q水淋洗,之后水样在抽真空下以大约5mL/min流速通过萃取柱;最后萃取柱用10mL乙酸乙酯洗脱以1～2mL/min的流速洗脱;洗脱液用已灼烧的无水硫酸钠除去水分后,转移至梨形瓶中.合并颗粒相与溶解相萃取液,在水浴中旋转蒸发浓缩至近干,接着加入 20mL正己烷,继续旋转蒸发浓缩至 1mL左右,转移至硅胶/氧化铝层析柱,依次加入 10mL正己烷和 10mL二氯甲烷/正己烷混合溶液(V:V =1:1)淋洗,合并2次淋洗液,在水浴中旋转蒸发浓缩至 1mL左右,再用高纯N2柔和吹至约为200µL,储存在-4℃的冰箱中,待GC-MS分析.

其中,悬浮颗粒物测定采用称重法.先称取玻璃滤纸重量,然后将待测样品过滤,滤后滤纸经冷冻干燥,放入干燥器至恒重后,再称取其重量,2次重量之差为悬浮颖粒物的重量.

1.4 仪器条件

OCPs和PCBs的定量分析:气相色谱仪, HP-5毛细管色谱柱(60m×0.32mm×0.25µm);载气为高纯氮气;恒流,流速 1mL/min,无分流进样(进样量 1µL);进样口和检测器温度分别为 250℃和325℃,初始炉温 80℃,稳定 1min,程序升温: 80～210℃(10℃/min),恒温 10min;210～235℃(0.5℃/min),恒温 2min;235～300℃(10℃/min),整个升温过程共 75min.通过标准品的保留时间和出峰顺序对样品中的OCPs和PCBs进行定量定性.

PAHs定量分析:在 GC-MSD上以全扫描(SCAN)和选择性离子扫描模式(SIM)进行测定,HP-5MS柱(30m×0.25mm×0.25µm),以He 作载气,流速1mL/min;进样口温度250℃;程序升温:初始温度 60℃,以 5℃/min升温至 300℃,保留20min;进样量 1µL(不分流);MS 条件:EI 电离源(70eV),离子源温度 280℃;扫描范围 m/z:50～550amu,运行时间 68min.利用标准物质中 PAHs的色谱图,根据特征分子离子峰、保留时间及NIST2000质谱库对样品中的PAHs 进行分析.

1.5 质量控制与质量保证

用内标法对样品中OCs和PAHs进行定量分析,定量结果经全程回收率校正.整个实验过程参考US EPA的QA/QC质控体系,以1L Milli-Q水和450℃灼烧4h后的空白玻璃纤维滤膜作基质加标实验,经同样的处理程序后得到OCs的加标回收率分别为72.2%～114%,水体中OCs的方法检测限分别为:8.40×10-3～5.97×10-2ng/L.PAHs的加标回收率分别为73.7%～126%,水体中PAHs的方法检测限分别为:4.70×10-2～3.68×10-1ng/L.

2 结果与讨论

2.1 湄洲湾水体中POPs的污染特征及来源

2.1.1 OCPs的组成与含量特征及来源 湄洲湾表层水样中,25种有机氯农药存在不同程度的检出,其总浓度分布为 1.51～10.3ng/L,平均值为(4.28± 2.72)ng/L.各个站位OCPs的浓度水平相差明显(图2),其中最高值出现在 M5,位于秀屿与东吴之间的海域,低值出现在 M9.高值区域的出现可能与采样区域密集的鱼排网箱养殖有关.其中HCHs的浓度分布为:0.12～0.97ng/L,平均值为(0.46±0.27)ng/L,其浓度最高值出现在M3,低值在M7站位.DDTs的浓度分布为0.40～4.67ng/L,平均值为(1.18±1.05)ng/L,其空间分布与OCPs相似,最高值出现在M5,低值在M9站位.本研究中,湄洲湾海域水体中DDTs的浓度普遍高于HCHs(图3).

与国内已有报道的海南岛东寨港[12]、小海湾[13]、珠江口[14],低于舟山渔场[15]、莱州湾海域[16]、东山半岛桑沟湾[3]、渤海湾南部海域[2]等其他海域相比,湄洲湾水体中HCHs的污染处于较低的水平,而 DDTs的污染处于中等较低的水平.

图2 湄洲湾海域水体中OCPs的浓度分布特征Fig.2 Distributions of OCPs in surface water of Meizhou Bay

图3 湄洲湾海域水体中OCPs和HCHs的浓度分布特征Fig.3 Distributions of HCHs and DDTs in surface water of Meizhou Bay

为方便比较,将25种OCPs进行归类.HCHs所占的比例为 α-HCH、β-HCH、γ-HCH和δ-HCH 4种异构体所占比例之和;DDTs所占的比例为o, p′-DDE、p, p′-DDE、o, p′-DDD、p, p′-DDD、o, p′-DDT和p, p′-DDT所占比例之和;硫丹所占的比例也是 2种异构体之和.由于七氯的代谢产物-环氧七氯A和氯丹的代谢产物-氧氯丹在进行色谱分析时出现共逸出的现象,所以将两者一起讨论分析,并将七氯和氯丹以及两者的中间代谢产物合称为七氯和氯丹类农药(简称 HCs).艾氏剂和异艾氏剂是同分异构体,狄氏剂和异狄氏剂也是同分异构体,艾氏剂在环境中能转化成狄氏剂,同样异艾氏剂也能在环境中转化为异狄氏剂,因此将这4种OCPs一起讨论,合称为狄氏剂和艾氏剂类农药(简称ADs).8类农药的百分含量组成见图 4,其平均百分含量为: DDTs(31.1%)>Ads(28.9%)> HCs(14.5%)> HCHs (11.8) > Endosulfan (4.49%) > HCB (3.68%)> Methoxychlor (3.28%)>Mirex(3.25%).

从图4可以看出,湄洲湾内湾、中湾、外湾OCPs的组成有明显的差异,内湾OCPs的组成较为一致,ADs类农药含量约占总OCPs的50%;中湾 OCPs的组成有较明显的变动,DDTs和 HCs的比例有所增加,也说明在中湾有其他类型的污染源的输入;外湾各类OCPs的组成也较为一致,但不同于内湾,DDT的比列占主要部分.

图4 湄洲湾海域水体中OCPs的组成特征Fig.4 Compositions of OCPs in surface water of Meizhou Bay

历史上,HCHs曾以2种形态被使用,一种是含有 4种异构体的工业品六六六,其含量分为α-HCH(65%～70%)、γ-HCH(12%～14%)、δ-HCH(6%)和 β-HCH(5%～6%)[17],另一种俗称林丹,γ-HCH 含量达 99%以上.研究表明,4种异构体中β-HCH结构最为稳定,难以降解,HCHs在环境中存在的越久,β异构体的比例越高[18-19].4种异构体的组成见图5,在站位M3、M8、M14和M15中, β-HCH的百分含量高达80%以上,表明来自于早期残留;在其他站位,表层海水中所检出的HCHs中(α-HCH + δ-HCH + γ-HCH)的百分含量均在 80%左右,说明有新的 HCHs 输入,表明可能有工业品HCHs的使用.此外研究发现,若样品中α-HCH/γ-HCH(简写为α/γ)的比值在4～7之间则表明HCHs主要源于工业品六六六,若比值接近于1则说明环境中有林丹的使用,若样品中α/γ增大则说明环境中HCHs更可能是来源于长距离大气传输[20],本研究中,α-HCH/γ-HCH的比值范围为0.15～3.58,说明该区域中既有工业品六六六的使用,又有林丹的使用.4种异构体在总HCHs中所占的比例分别为,α-HCH(25.7%)、β-HCH(31.2)、γ-HCH(21.8%)和δ-HCH(21.3%),同样说明了环境中存在工业品六六六和林丹的使用,这可能与当地海产养殖有关.

图5 湄洲湾海域水体中HCHs和DDTs的组成特征Fig.5 Compositions of HCHs and DDTs in surface water of Meizhou Bay

工业源DDTs主要由p,p′-DDT(占80%～5%)和o,p′-DDT(占15%～20%)组成.DDT在厌氧条件下通过微生物降解还原脱氯转化为DDD,在好氧条件下则转化为DDE[2].因此,环境中如存在持续的DDT输入,DDT在DDTs中的相对含量就会保持在较高水平;反之,则根据条件的不同,DDT相应的降解产物含量就会升高[21].分析 DDT/ DDTs和DDD/DDE比值,可以了解DDT的输入情况、降解程度及降解过程中的氧化还原条件.DDT及其降解产物DDE和DDD的组成见图5,水体中各个站位DDD/DDE在0.11～2.05之间,其中除了M6～8、M13站位比值小于1,其他大部分站位的比值接大于 1或接近于 1,表明湄洲湾水环境中的DDTs以厌氧降解为主.除M2、M3和M7站位外,其他站位水体中的DDT/DDTs比值均小于0.5,表明M2、M3和M7站位可能有新的污染输入而其他站位则以早期残留为主.

2.1.2 PCBs的组成与含量特征及来源 湄洲湾表层水样中, PCBs浓度范围为5.31～42.6ng/L,平均值为(18.5±10.6)ng/L.与 OCPs的分布相似,各个站位PCBs的浓度水平相差明显(图6),最高值同样出现在M5站位,最低值在M4站位.

与国内其他海域相比,湄洲湾水域 PCBs的浓度明显高于莱州湾海域(4.5～27.7ng/L,平均5.4ng/L)[16],略低于东山半岛桑沟湾(11.2～92.4ng/L,平均 36.9ng/L)[3]和低于舟山渔场(nd～160ng/L)[15],远低于渤海湾南部海域(90～220ng/L,平均 140ng/L)[2]和海河(310～3110ng/L,平均760ng/L)[19],表明湄洲湾水域 PCBs的浓度处于中等较低的水平.

图6 湄洲湾海域水体中PCBs的浓度分布特征Fig.6 Distributions of PCBs in surface water of Meizhou Bay

在所检测的 PCBs 中,包括了 ICES推荐的作为评价海洋污染的 6 种三至七氯取代的多氯联苯系列: PCB28、PCB52、PCB101、PCB138、PCB153和PCB180.从PCBs的组成图可以看出(图7),在所分析的PCBs中,不同氯代化合物的分布为:4Cl(76.1%) >5Cl(10.0%) > 6Cl(5.58%) >3Cl (4.94%) >7Cl(1.88%) >8Cl(0.76%) >9Cl(0.65%),其中4Cl以PCB52为主要化合物,这与2007年罗慧等[11]的研究结果一致.中国 PCBs的使用分为3种方式,即封闭式使用(应用于电力电容器和变压器)、半封闭式使用(如:导热油、液压油、真空泵、电器开关、稳压器、液体绝缘电缆等)和开放式使用(如:润滑油、表面涂料、增塑剂、添加剂等).目前环境中的PCBs 主要来自于变压器油等 PCBs 制品以及焚烧炉和有氯化氧化的工艺过程(如造纸漂白或脱油墨工艺).研究表明,造纸漂白过程和焚烧炉排放所产生的PCBs以低氯取代物为主[11],而变压器油污染物中的高氯取代物较多.从图 7可以看出,湄洲湾海域水体中PCBs以4Cl为主,表明该海域沿岸的化工企业排放的污水可能是该海域PCBs的主要来源.

尽管部分OCPs和PCBs已经禁用,但是本研究中的OCPs还包含未禁用的农药,且其输入途径多样;另外 HCHs和部分农药,是新禁用的农药,禁用力度还需要时间的检验.PCBs作为工业生产中其他化合物的副产品而输入到环境也是存在的,现有的很多研究发现,在中国的近海海域,沿岸的工业废水排放等陆源输入仍是海水中PCBs和OCPs的重要来源[31].

图7 湄洲湾海域水体PCBs的组成特征Fig.7 Compositions of PCBs in surface water of Meizhou Bay

2.1.3 PAHs的组成与含量特征及来源 湄洲湾 15 个表层水样中,16种多环芳烃均有不同程度检出,检出率为100%,其浓度为125～167ng/L,平均值(145±11.8)ng/L.不同于 OCPs,总体来说,从湄洲湾内到湾外,各个站位 PAHs的浓度水平相当(图8),其中最高值出现在M9,临近泰山石化的储油码头;另外,M11和M14也略高于其他站位.

图8 湄洲湾海域水体中PAHs的浓度分布特征Fig.8 Distributions of PAHs in surface water of Meizhou Bay

与国内其他近海水域中中 PAHs的污染程度相比,湄洲湾的水体 PAHs浓度与渤海西北部海域(14.1～254ng/L,平均152.80ng/L)[4]相当,但低于渤海湾南部海域(145.8～556.1ng/L,平均292.6ng/L)和黄河入海口(728.9ng/L)[22],高于与珠江口及南海近海海域浓度(16.06～215.1ng/L,平均 55.67ng/L)[23].表明湄洲湾水域 PAHs的浓度处于中等较低的水平.

湄洲湾水体中 PAHs的组成见图 9,根据PAHs的环数进行分析,其平均百分含量为:2环>3环>4环>5环>6环,其中较高检测出的化合物分别为:2环的Na,3环Flu和Phen,4环的Py和Chry,其百分含量分别约占多环芳烃总含量的54.7%、6.32%、13.0%、8.46%、6.67%.各个站位的组成也较为一致,表明湄洲湾海域水体中不同区域PAHs的来源及输入途径相似.

PAHs在环境中具有较为敏感的协变性,不同污染源产生不同特性的PAH组分;不同燃料种类和燃烧条件的,生成的 PAHs组成和相对含量也有所不同[24].因此,PAHs不同环数的相对丰度和母体PAHs的分布以及一些典型的具有相似物-化特性的异构体对比值均可作为判别环境样品中PAHs来源的指示器,比值法是目前PAHs源识别的最主要方法,PAHs单个组分间的相对含量比值也常常作为判别PAHs来源及输入途径的指标,其同分异构体比值是经典的判别环境中PAHs来源鉴别和分配的方式,用来指示最有可能的阐明/区分石油源和热解源[25-27].

通常用于来源辨析的PAHs异构体包括分子量 178、202、228及 276这几组化合物,即An/(An+Phen),Fluo/(Fluo+Py),BaA/(BaA+Chry)及IP/(IP+BghiP).由于水体中低-中环PAHs的丰度较高,本研究选取 Fluo/(Fluo+Py)和 BaA/ (BaA+Chry)来判别湄洲湾水体中 PAHs的来源.Fluo/(Fluo+Py)<0.4时主要是石油类污染, 0.4～0.5时为油类不完全燃烧产物,>0.5时为燃煤、木材等燃烧产物;BaA/(BaA+Chry)<0.2时主要是石油类污染,0.2～0.35时为油类不完全燃烧产物,>0.5时为燃煤、木材等燃烧产物.根据上述来源指标,从图10可以看出,湄洲湾水体中PAHs主要来源于石油类污染.

图9 湄洲湾海域水体中PAHs的组成特征Fig.9 Compositions of PAHs in surface water of Meizhou Bay

一般来说,母体 PAHs主要产生于化石燃料和植物的不完全燃烧或天然成岩过程,在燃烧产生的PAHs中,低分子量/低环PAHs(178～202)大量产生于低至中等温度的燃烧过程,而高分子量/高环 PAHs(228～276)则主要产生于高温热燃烧过程.此外,石油类产品,尤其是精炼油产品,也含有较多的 2～3环 PAHs[28].因此,利用低分子量PAH化合物与高分子量PAH化合物之间的比值(LMW/HMW),即(Na + Ace + Acen + Flu + Phen + An)/(Fluo + Py + BaA + Chry + B(b+k)F + BaP + IP + BghiP + DBA)来判别污染物的来源,一般认为,低分子量(2+3环)的PAHs主要来源于石油类污染,4环及以上PAHs 主要由于化石燃料高温不完全燃烧,当LMW/HMW> 1时,表明主要是石油类污染,<1时以不完全燃烧为主[29].本研究中,湄洲湾水体PAHs的LMW/HNIW比值均全部大于1,指示出PAHs的主要来源为低至中温的燃烧产物和部分石油残余物.另外,湄洲湾内湾和外湾的比值高于中湾,表明在内、外湾均有石油或其产品的输入,而中湾主要是热解源的 PAHs,可能是中湾周边区域工厂生产污水的排入.

图10 湄洲湾海域水体中PAHs来源判别Fig.10 Diagnosis ratios of PAHs in surface water of Meizhou Bay

由于228同分异构体中的BaA易挥发性及长途输运中易发生光氧化降解作用,使得源信息发生改变,因此 BaA/Chry比值通常可用于指示PAHs的迁移距离[30].研究表明BaA具有更快的光降解速度,经长距离迁移后含量将明显减少,因此BaA/Chry的比值常被用来示踪PAHs的输送过程,BaA/Chry比值越小,表明污染物经由的路径越长.从图 11可以看出,湄洲湾内湾和外湾的比值高于中湾,表明内、外湾均有新的输入源,认为主要与频繁的航海运输以及邻近排污口等点源污染物的直接输入有关.在湄洲湾中部,较低的比值也说明存在热解源的输入.

图11 湄洲湾海域水体中PAHs迁移指标Fig.11 Transport index of PAHs in surface water of Meizhou Bay

2.2 湄州湾海域POPs的环境容量

根据《福建省近岸海域环境功能区划》,本研究的区域主要执行《海水水质标准》(GB3097-1997)[32]第三类海水水质标准.湄州湾海水体积约30亿m3,平均纳潮量约24.23亿m3,且退潮速度大于涨潮速度,自净能力强.海水半更换周期自湾口至湾底依次增长.黄瓜屿-东吴海域海水半更换期为4～6d;肖厝-秀屿有为17～18d;湾底长达20～22d.本研究区域的采样区域主要在肖厝至斗尾、东南半岛,为了便于分析,取12d为湄州湾海水半更换周期.根据《海水水质标准》[32]所规定的海水水质三类标准, HCHs、DDTs、BaP的浓度要分别小于3000,100,2.5ng/L.

环境容量计算公式为:

式中:W 为一年的环境容量;Cs为水质标准浓度;Ci为海水中某污染物的浓度;V为研究体系的海水容量;T为一个海水半更换周期.

湄洲湾海域水体中 HCHs平均浓度为0.46ng/L,DDTs的平均浓度为1.18ng/L,BaP的平均浓度为 0.33ng/L.海湾水环境容量的大小主要取决水体自身的自然条件及所规定的水质控制目标,水环境容量还受到污染物排放方式、排污口位置等多种因素的影响.根据已知参数,由此可简易推算出湄洲湾海域HCHs、DDTs、BaP的环境容量分别为 1368,45.1,0.38t/a.根据 US EPA的海水标准:PCBs为30ng/L,湄洲湾海域水体中PCBs平均浓度为18.5ng/L,推算出湄洲湾海域PCBs的环境容量分别为5.24t/a.根据海洋环境容量测算结果,湄洲湾海域水体对HCHs的环境容量大,对DDTs、PCBs和BaP的环境容量则相对较小.

总体而言,湄洲湾水质好、海洋环境容量大,各海域水质能满足相应环境功能区的要求.尽量湄洲湾海域水体相对较大的环境容量,但是针对POPs类污染物高生态风险,该区域环境承载力仍有待考量.

2.3 湄州湾表层水体中POPs的生态风险评价

根据我国《海水水质标准》[32]所规定的海水水质一类标准,HCHs和DDTs的浓度要分别小于1000ng/L和50ng/L,湄洲湾水体中HCHs和DDTs均符合国家海水一类水质标准;根据《渔业水质标准》(GB116007-89)[33]规定海水中,HCHs和DDTs的浓度要分别小于200ng/L和100ng/L,湄洲湾水体中HCHs和DDTs的浓度也未超标.GB3097-1997中仅规定海水水质中 BaP的浓度要小于2.5ng/L,湄洲湾海域水体中 BaP的浓度均低于这一标准,说明符合我国海水水质标准;但是高环PAHs检出,即可能对当地水生生物产生毒害效应.由于我国的地表水环境标准中没有PCBs相关规定,参考美国环保署(US EPA)的相关标准,PCBs在海水中的标准为 30ng/L,研究区域内有两个站位水体中的PCBs浓度超标,超标率为13.3%,大部分站位都没有超过美国环保局的标准.

虽然从单个或单类化合物评价生物毒性,湄洲湾水体中 POPs的生态风险并不高,然而若考虑多种污染物可能的联合作用(如雌激素效应),对该区域的生物危害更大,因此该区域潜在的生态风险不容忽视.

3 结论

3.1 湄洲湾海域水体中OCPs、PCBs和PAHs均处于中等偏低的水平,不同种类的 POPs空间分布存在较大差异,湄洲湾中部密集的工业区的污水排放不容忽视.

3.2 湄洲湾海域水体中.PAHs主要来源石油源,这与该海域密集的油码头与频繁的船运有关;HCHs与该区域工业品六六六和林丹的使用有关;DDTs则以工业早期残留为主并伴有新的污染输入;沿岸的化工企业排放的污水可能是该海域PCBs的主要来源.

3.3 通过环境标准判定,湄洲湾海域水体中POPs仅PCBs的浓度有超出风险值限定,可能对生态环境造成危害.

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致谢：本项目部分样品检测工作由厦门大学环境与生态学院,近海海洋环境科学国家重点实验室 王新红教授等协助完成,在此表示感谢.

Occurrence and ecological risk assessment of persistent organic pollutants in Meizhou Bay.

HU Qing-hui*
(Fujian Coastal Environmental Monitoring Station,Putian 351100, China). China Environmental Science, 2014,34(10)：2536～2544

A comprehensive survey on the pollution characteristics of persistent organic pollutants (POPs) of surface water body in Meizhou Bay was carried out. The survey showed that the concentration of organic chlorine pesticides (OCPs), polychlorinated biphenyls (PCBs) and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) were determined in surface water body of Meizhou Bay, with their concentration ranged from 1.51 to 10.3ng/L (natural average (4.28±2.72) ng/L)、5.31～42.6ng/L (natural average (18.5±10.6) ng/L) and 125～167ng/L (natural average( 145±11.8) ng/L), respectively. Compared with other domestic sea water, POPs levels of Meizhou Bay were in the lower medium level. Different kinds of POPs of Meizhou bay water body were significantly different in spatial distribution. The HCHs distribution proved the uses of industrial HCHs and Lindane in this region; DDTs was mainly industrial residue with new input; the main source of PCBs was possible from the sewage of chemical enterprises along the coast. PAHs were mostly from oil; it was caused by intensive oil terminals and frequent transportation. According to the environment quality criteria, the concentration of PCBs in surface water was beyond the risk limit value, which may harm the ecological environment. Therefore the corresponding pollution control and emission reduction measures should be taken.

t：persistent orgamic pollutants (POPs)；Meizhou Bay；environmental capacity；ecological risk

X832,X853

：A

：1000-6923(2014)10-2536-09

胡晴晖(1967-),男,福建仙游人,高级工程师,学士,主要从事海洋环境科学研究.发表论文10余篇.

2013-12-17

福建省环保科技计划项目(2011007)

* 责任作者, 高级工程师, qhh55@126.com