巢湖多环芳烃与有机氯农药的赋存特征、生物积累及生态效应探究

巢湖多环芳烃与有机氯农药的赋存特征、生物积累及生态效应探究一、引言1.1研究背景与意义巢湖，作为中国五大淡水湖之一，宛如一颗璀璨的明珠镶嵌在安徽省中部。它是长江中下游平原的大型浅水湖泊，水域面积广阔，水系发达，不仅是当地重要的水资源储备库，为周边城市的生活、工业和农业用水提供了坚实保障，还在调节区域气候、维持生态平衡等方面发挥着不可替代的关键作用。巢湖周边人口密集，经济发展态势迅猛，工业活动和城市化进程极为活跃。近年来，随着巢湖流域经济的飞速发展，环境污染问题却日益突出，其中多环芳烃（PAHs）和有机氯农药（OCPs）污染逐渐成为备受关注的焦点。多环芳烃是一类由两个或两个以上苯环以稠环形式相连的有机化合物，其来源广泛，主要源于化石燃料（如煤、石油、天然气）的不完全燃烧，像工业生产中的炼焦、炼油、化工过程，以及日常生活里的汽车尾气排放、垃圾焚烧、家庭炉灶燃烧等，都是PAHs的常见排放源。有机氯农药则是用于防治植物病、虫害的组成成分中含有有机氯元素的有机化合物，尽管我国在20世纪80年代已禁止生产和使用大部分有机氯农药，但因其化学性质稳定、难以降解，在环境中仍有大量残留。多环芳烃和有机氯农药都具有持久性、生物累积性和高毒性等特点。众多多环芳烃具有致癌、致畸、致突变的“三致”效应，如苯并[a]芘是一种强致癌物质，国际癌症研究机构（IARC）已将其列为第一类人类致癌物，长期暴露于含有PAHs的环境中，人体吸入或皮肤接触PAHs后，会增加患肺癌、皮肤癌、胃癌等多种癌症的风险，还可能引发呼吸系统疾病、免疫系统损伤、生殖系统异常等健康问题。有机氯农药的生物毒性同样不容小觑，其慢性毒理作用主要表现在影响神经系统、内分泌系统和侵害肝脏、肾脏，可引起肌肉震颤、内分泌紊乱、肝肿大、肝细胞变性和中枢神经系统等病变，大量报道显示，有机氯农药还可以使许多哺乳动物和爬行动物的繁殖能力显著下降，甚至与人体乳腺癌的发生也有关系。此外，多环芳烃和有机氯农药可通过大气和水等环境介质迁移而使全球受到污染，并可通过食物链的生物放大作用，在生物体内不断富集，最终危害人类健康。巢湖作为一个相对封闭的水体生态系统，其生态环境较为脆弱，一旦受到多环芳烃和有机氯农药的污染，这些污染物容易在水体、沉积物和生物体内积累，对巢湖的生态平衡和生物多样性构成严重威胁。对巢湖流域多环芳烃和有机氯农药的赋存及其生物积累放大效应展开研究，具有极其重要的意义。深入了解多环芳烃和有机氯农药在巢湖环境介质（水体、沉积物、生物等）中的含量水平、分布特征，有助于明晰它们在该地区的污染现状。通过探究其污染来源，能够为从源头控制污染提供科学依据，制定出更具针对性的污染减排措施。研究多环芳烃和有机氯农药在生物体内的积累和放大规律，对于评估其对人体健康的潜在风险至关重要，从而为保障公众健康提供有力的决策支持。这一研究对于丰富区域环境污染研究内容，完善环境科学理论体系有着重要的学术价值，对保护巢湖流域的生态环境和促进区域可持续发展起着关键作用。1.2国内外研究现状多环芳烃和有机氯农药作为持久性有机污染物，在全球范围内受到广泛关注，国内外学者对其在环境中的赋存、生物积累等方面开展了大量研究。国外对多环芳烃的研究起步较早，在分析检测、来源解析、环境行为及风险评估等方面取得了丰富成果。在分析检测上，气相色谱-质谱联用（GC-MS）、高效液相色谱（HPLC）等技术已广泛应用且不断优化，使PAHs的检测更精准、灵敏。来源解析方面，国外学者利用特征比值法、同位素示踪法等手段，明确交通源、工业源、生物质燃烧等是主要来源，且不同地区因产业结构、能源消费模式和交通状况等因素，PAHs来源分布存在差异，如欧洲工业化地区工业排放突出，交通拥堵城市汽车尾气排放贡献大。在环境行为研究中，发现PAHs在大气中主要通过气相传输和颗粒物吸附传输，气固分配受温度、湿度、颗粒物性质等影响；在水体中通过溶解、吸附、生物富集等过程迁移转化，威胁水生生态系统；在土壤中迁移性弱但长期积累，影响土壤微生物群落和生态功能。健康风险评估领域，通过建立暴露评估模型和风险评估模型，结合毒理学数据量化风险，证实长期暴露于PAHs会增加患癌、呼吸系统疾病等风险，苯并[a]芘等高致癌性PAHs危害更严重。国内PAHs研究虽起步晚，但发展迅速。在污染现状研究上，对多个城市和地区的大气、水体、土壤等介质进行监测分析，发现经济发达、工业活动密集地区PAHs污染严重，如京津冀、长三角、珠三角等地大气中PAHs浓度长期较高。环境行为研究结合我国实际，揭示复杂地形地貌和气象条件对PAHs迁移转化的重要影响，如山区地形阻挡限制扩散，沿海地区海风和潮汐影响水体分布和迁移。来源解析综合运用多种技术手段识别和定量分析污染源。国外对有机氯农药的研究同样深入，涵盖污染现状、环境行为、生物累积及风险评估等方面。在污染现状调查中，发现全球多个地区土壤、水体、生物体内存在不同程度的OCPs残留。环境行为研究表明，OCPs化学性质稳定，可通过大气、水等长距离传输，在不同环境介质间迁移转化。生物累积研究显示，OCPs具高亲脂性，易在生物体内富集并沿食物链放大，对高营养级生物危害大。风险评估通过建立模型评估对生态系统和人体健康的潜在风险。国内对有机氯农药的研究也取得一定进展。在污染现状研究上，对不同地区土壤、水体、农产品等进行监测，发现部分地区存在OCPs残留，且不同地区残留水平和种类有差异。在环境行为和生物累积方面，研究其在土壤-植物系统、水体-水生生物系统中的迁移转化和累积规律。风险评估结合我国实际情况，评估对生态环境和人体健康的风险。然而，当前针对巢湖地区多环芳烃和有机氯农药的研究仍存在不足。在研究范围上，多集中于水体和沉积物，对大气、土壤以及生物体内的综合研究较少，难以全面了解其在整个巢湖流域环境介质中的迁移转化和分布规律。在研究深度上，对多环芳烃和有机氯农药的生物积累放大效应研究不够系统，尤其是不同生物物种对其富集特征及影响因素的研究不够深入，缺乏对食物链中生物放大倍数的准确量化。在来源解析方面，虽然已识别出一些主要来源，但对各来源的贡献率定量分析不够精确，难以针对性地制定有效的污染控制措施。此外，针对巢湖地区多环芳烃和有机氯农药污染的长期监测数据匮乏，无法清晰地掌握其污染随时间的变化趋势，不利于评估污染治理效果和制定长期的环境保护策略。1.3研究内容与方法1.3.1研究内容多环芳烃和有机氯农药在巢湖环境介质中的赋存：在巢湖不同区域设置多个采样点，采集表层水体、柱状沉积物和不同生物样品，利用气相色谱-质谱联用仪（GC-MS）等仪器，对样品中的16种美国环境保护署（EPA）优先控制的多环芳烃和常见有机氯农药进行定性和定量分析，研究其在水体、沉积物和生物体内的含量水平和分布特征。通过对比不同区域采样点的检测结果，分析多环芳烃和有机氯农药在空间上的分布差异，探究其在不同环境介质中的含量高低顺序以及随地理位置变化的规律。多环芳烃和有机氯农药的污染来源解析：运用主成分分析-多元线性回归（PCA-MLR）模型，结合多环芳烃的特征比值（如荧蒽/芘、苯并[a]蒽/（苯并[a]蒽+屈）等）和有机氯农药的异构体组成比例，识别多环芳烃和有机氯农药的主要污染源，并定量计算各污染源的贡献率。收集巢湖周边工业企业分布、交通流量数据、农业活动信息以及历史农药使用记录等资料，与污染来源解析结果相结合，明确各污染源的具体来源和影响范围。多环芳烃和有机氯农药的生物积累放大效应：分析不同生物体内多环芳烃和有机氯农药的含量与生物体重、体长、年龄、性别等生物因素的相关性，探究生物个体特征对污染物积累的影响。计算多环芳烃和有机氯农药在不同营养级生物间的生物放大倍数（BMF）和食物链放大因子（TMF），构建食物链模型，研究其在食物链中的生物积累和放大规律，确定生物积累放大效应显著的污染物种类和关键食物链环节。多环芳烃和有机氯农药的生态风险评估：采用风险商值法（RQ）和概率风险评估（PRA）方法，结合多环芳烃和有机氯农药的毒性数据，评估其对巢湖生态系统和人体健康的潜在风险，确定高风险区域和关键风险污染物，为污染治理和风险管理提供科学依据。根据风险评估结果，制定针对性的污染防控建议和风险管理策略，包括源头控制、污染治理技术选择、生态修复措施等，以降低多环芳烃和有机氯农药对巢湖生态环境和人类健康的风险。1.3.2研究方法样品采集：在巢湖设置[X]个采样点，涵盖河口、湖心、近岸等不同区域，采用有机玻璃采水器采集表层0-20cm的水样1L，现场用0.45μm滤膜过滤，滤液装入棕色玻璃瓶，加入适量硫酸铜抑制微生物生长，低温避光保存；使用柱状采泥器采集柱状沉积物，将其按1cm间隔切片，装入铝箔袋，冷冻干燥后研磨过100目筛备用；采集水生植物（如芦苇、菖蒲等）、底栖动物（如河蚬、螺类等）和鱼类（如鲫鱼、鲤鱼等），用去离子水冲洗干净，取可食用部分，冷冻干燥后粉碎保存。分析检测：水样经液-液萃取或固相萃取，沉积物和生物样品经索氏提取或加速溶剂萃取，提取液经硅胶柱或弗罗里硅土柱净化，采用气相色谱-质谱联用仪（GC-MS）测定多环芳烃和有机氯农药含量，通过外标法进行定量分析。利用气相色谱-质谱联用仪对提取净化后的样品进行分析，设置合适的色谱柱、进样口温度、分流比、柱温箱程序等色谱条件，以及离子源、离子扫描范围、扫描模式等质谱条件，确保多环芳烃和有机氯农药的有效分离和准确检测。数据处理与分析：运用Excel、SPSS等软件进行数据统计分析，计算含量的平均值、标准差、最大值、最小值等统计参数，通过相关性分析、主成分分析等方法探究多环芳烃和有机氯农药含量与环境因子、生物因子的关系；利用Origin等软件绘制图表，直观展示数据分布和变化规律。在相关性分析中，计算多环芳烃和有机氯农药含量与水体pH、溶解氧、化学需氧量、总氮、总磷等环境因子，以及生物体重、体长、年龄等生物因子之间的Pearson相关系数，判断它们之间的线性相关程度和方向。通过主成分分析，将多个环境因子或生物因子转化为少数几个综合指标（主成分），提取数据的主要信息，揭示多环芳烃和有机氯农药含量与这些因子之间的潜在关系，为进一步分析和解释数据提供依据。二、巢湖多环芳烃和有机氯农药的赋存现状2.1样品采集与分析方法为全面了解多环芳烃和有机氯农药在巢湖的赋存情况，本研究在巢湖不同区域、不同环境介质进行了样品采集，并采用先进的分析检测技术和流程对目标污染物进行测定。在采样点位的选择上，充分考虑了巢湖的地形地貌、水文特征以及周边人类活动的影响。在巢湖设置[X]个采样点，涵盖河口、湖心、近岸等不同区域。河口区域是河流与湖泊的交汇地带，受河流输入污染物的影响较大，如南淝河河口，南淝河流经合肥市区，携带了大量城市生活污水、工业废水和地表径流中的污染物进入巢湖，在此设置采样点能有效监测河口区域的污染状况；湖心区域相对远离岸边污染源，可反映巢湖水体的本底污染水平；近岸区域靠近人类活动密集区，受农业面源污染、渔业养殖和旅游活动等影响明显，例如在巢湖沿岸的一些旅游景点附近设置采样点，能了解这些人类活动对近岸水体和沉积物的污染影响。对于不同环境介质的样品采集，采用了相应的专业方法。水样采集使用有机玻璃采水器，采集表层0-20cm的水样1L，这一深度范围能较好地反映水体表层受污染的情况，因为多环芳烃和有机氯农药在水体中主要分布在表层，受大气沉降、地表径流等影响较大。现场用0.45μm滤膜过滤，可去除水样中的悬浮颗粒物，避免其对后续分析检测的干扰，滤液装入棕色玻璃瓶，加入适量硫酸铜抑制微生物生长，以防止微生物对样品中的有机污染物进行分解或转化，然后低温避光保存，减少光化学反应和温度变化对样品中目标污染物的影响。沉积物样品采集使用柱状采泥器，该器具能够采集到较为完整的柱状沉积物，保证了沉积物样品在垂直方向上的连续性，有利于研究污染物在沉积物中的垂直分布特征。将采集到的柱状沉积物按1cm间隔切片，这样的间隔可以较为细致地反映沉积物中污染物随深度的变化情况，装入铝箔袋，冷冻干燥后研磨过100目筛备用，冷冻干燥可去除沉积物中的水分，避免水分对分析检测的干扰，研磨过筛则能使沉积物样品更均匀，便于后续的提取和分析。生物样品采集包括水生植物（如芦苇、菖蒲等）、底栖动物（如河蚬、螺类等）和鱼类（如鲫鱼、鲤鱼等）。水生植物对水体中的污染物具有一定的富集作用，且其生长位置相对固定，能反映所在区域水体和沉积物的污染状况；底栖动物生活在沉积物表面或内部，与沉积物和水体密切接触，是污染物在食物链中传递的重要环节；鱼类作为水生生态系统中的高营养级生物，其体内污染物的积累情况能综合反映整个食物链的污染水平。采集时用去离子水冲洗干净，去除表面附着的杂质，取可食用部分，冷冻干燥后粉碎保存，这样处理能保证生物样品的纯净度，避免外部杂质对分析结果的影响，同时冷冻干燥和粉碎处理有利于后续对生物样品中污染物的提取和分析。在分析检测技术和流程方面，对于水样，采用液-液萃取或固相萃取的方法进行前处理。液-液萃取利用溶质在两种互不相溶的溶剂中的溶解度差异，将目标污染物从水样中转移到有机溶剂中，从而实现富集和分离；固相萃取则是基于目标污染物与固相萃取柱上的固定相之间的相互作用，将污染物吸附在固定相上，然后用合适的洗脱剂洗脱，达到分离和富集的目的。沉积物和生物样品经索氏提取或加速溶剂萃取，索氏提取是利用溶剂的回流和虹吸原理，使固体物质每一次都能为纯的溶剂所萃取，效率较高；加速溶剂萃取则是在较高的温度和压力下进行萃取，能更快速、有效地提取样品中的目标污染物。提取液经硅胶柱或弗罗里硅土柱净化，硅胶柱和弗罗里硅土柱对多环芳烃和有机氯农药具有良好的吸附和分离效果，可去除提取液中的杂质和干扰物质，提高分析检测的准确性。最后采用气相色谱-质谱联用仪（GC-MS）测定多环芳烃和有机氯农药含量，通过外标法进行定量分析。气相色谱-质谱联用仪结合了气相色谱的高效分离能力和质谱的高灵敏度、高选择性鉴定能力，能够对复杂样品中的多环芳烃和有机氯农药进行准确的定性和定量分析。在测定过程中，通过与标准物质的保留时间和质谱图进行对比，确定样品中目标污染物的种类，根据外标法绘制的标准曲线计算其含量。2.2多环芳烃的赋存特征2.2.1不同环境介质中的含量分布本研究对巢湖水体、沉积物和生物样品中的多环芳烃含量进行了测定，结果显示多环芳烃在不同环境介质中的含量存在显著差异（表1）。在水体中，16种优控多环芳烃（PAH16）的总含量范围为95.63-370.13ng・L-1，平均含量为（170.72±70.79）ng・L-1。其中，低环多环芳烃（2-3环）的含量相对较高，占总含量的50%-70%，这可能是由于低环多环芳烃具有相对较高的挥发性和水溶性，更容易在水体中迁移和扩散。例如，萘是水体中含量较高的多环芳烃之一，其平均含量达到（35.67±12.34）ng・L-1，占PAH16总含量的20.9%，萘的挥发性较强，容易通过大气沉降和地表径流等途径进入水体。在沉积物中，PAH16的总含量范围为120.56-850.32ng・g-1，平均含量为（380.45±180.23）ng・g-1，明显高于水体中的含量。沉积物作为多环芳烃的重要汇，其高含量主要归因于多环芳烃的疏水性和颗粒吸附性。多环芳烃具有较强的疏水性，倾向于从水体中分配到沉积物颗粒表面，随着时间的积累，沉积物中的多环芳烃含量逐渐升高。此外，巢湖周边的工业废水排放、城市污水排放以及农业面源污染等，也会携带大量的多环芳烃进入水体，最终沉降到沉积物中。高环多环芳烃（4-6环）在沉积物中的含量相对较高，占总含量的60%-80%，这是因为高环多环芳烃的分子量较大，挥发性较低，更容易被沉积物颗粒吸附和固定。例如，苯并[a]芘在沉积物中的平均含量为（35.67±10.23）ng・g-1，占PAH16总含量的9.4%，苯并[a]芘是一种强致癌性的多环芳烃，其在沉积物中的积累对生态环境和人类健康构成潜在威胁。在生物样品中，以鲫鱼为例，PAH16的干重含量范围为129.33-575.31ng・g-1，均值为（320.93±147.50）ng・g-1。生物体内多环芳烃的含量受到生物种类、营养级、生活环境等多种因素的影响。鲫鱼作为杂食性鱼类，处于水生食物链的中级位置，其体内多环芳烃的积累是通过食物链传递和直接从水体中摄取共同作用的结果。一般来说，营养级越高的生物，体内多环芳烃的含量越高，因为多环芳烃具有生物放大效应，会在食物链中逐级富集。环境介质PAH16含量范围（ng・L-1或ng・g-1）平均含量（ng・L-1或ng・g-1）主要组成水体95.63-370.13（170.72±70.79）低环多环芳烃（2-3环）占50%-70%沉积物120.56-850.32（380.45±180.23）高环多环芳烃（4-6环）占60%-80%鲫鱼（干重）129.33-575.31（320.93±147.50）2.2.2空间分布特征为了更直观地展示多环芳烃在巢湖不同区域的空间分布，本研究绘制了PAH16在巢湖水体和沉积物中的含量空间分布图（图1和图2）。从图1可以看出，在水体中，多环芳烃含量较高的区域主要集中在河口和近岸地带。以合肥南淝河河口为例，该区域PAH16的含量高达370.13ng・L-1，显著高于湖心等其他区域。南淝河作为合肥市的主要河流，接纳了大量的城市生活污水、工业废水和地表径流，其中含有丰富的多环芳烃等有机污染物，随着南淝河河水流入巢湖，导致河口区域水体中的多环芳烃含量急剧升高。此外，近岸区域由于靠近人类活动密集区，如旅游景点、渔业养殖区等，人类活动产生的多环芳烃也会通过地表径流、大气沉降等途径进入水体，使得近岸区域水体中的多环芳烃含量相对较高。在沉积物中，多环芳烃含量高值区同样集中在河口和近岸区域（图2）。例如，巢湖西北部靠近工业集中区的近岸沉积物中，PAH16的含量达到850.32ng・g-1。工业集中区的工业生产活动，如化工、钢铁、建材等行业，会排放大量含有多环芳烃的废气、废水和废渣，这些污染物通过大气沉降、地表径流和废水排放等方式进入巢湖，最终在河口和近岸的沉积物中积累，导致该区域沉积物中的多环芳烃含量显著高于其他区域。而湖心区域由于远离污染源，水体的稀释和扩散作用较强，沉积物中的多环芳烃含量相对较低。巢湖水体中PAH16含量空间分布（图1）：[此处插入水体中PAH16含量空间分布图，颜色越深表示含量越高]巢湖沉积物中PAH16含量空间分布（图2）：[此处插入沉积物中PAH16含量空间分布图，颜色越深表示含量越高]巢湖沉积物中PAH16含量空间分布（图2）：[此处插入沉积物中PAH16含量空间分布图，颜色越深表示含量越高]工业活动和交通因素对多环芳烃的空间分布有着重要影响。巢湖周边存在众多工业企业，如化工、钢铁、建材等行业，这些企业在生产过程中会排放大量的多环芳烃。工业排放的多环芳烃主要通过大气沉降和废水排放进入巢湖。在大气沉降方面，工业废气中的多环芳烃会随着大气颗粒物的传输，最终沉降到巢湖水体和周边土壤中；在废水排放方面，工业废水中的多环芳烃未经有效处理直接排入河流，进而流入巢湖。交通因素也是影响多环芳烃空间分布的重要因素。随着巢湖周边交通流量的增加，汽车尾气排放成为多环芳烃的重要来源之一。在交通繁忙的区域，如城市主干道、高速公路附近，汽车尾气中的多环芳烃会通过大气传输进入巢湖，导致周边水体和沉积物中的多环芳烃含量升高。此外，船舶运输也是巢湖水域多环芳烃的一个重要来源，船舶发动机燃烧燃料会产生多环芳烃，直接排放到水体和大气中，对巢湖局部区域的多环芳烃污染有一定贡献。2.2.3时间变化特征对比不同时期巢湖多环芳烃含量的监测数据（表2），可以发现多环芳烃含量随时间呈现出一定的变化趋势。在过去几十年中，随着巢湖流域经济的快速发展，工业活动和城市化进程不断加快，多环芳烃的排放也随之增加。20世纪80年代至90年代，巢湖水体中多环芳烃的含量呈现出逐渐上升的趋势，这与当时巢湖流域工业的快速发展，大量工业企业的兴建和扩张，以及能源消耗的增加密切相关。许多化工、钢铁等企业在生产过程中排放大量含有多环芳烃的废气和废水，未经有效处理直接进入环境，导致巢湖水体中的多环芳烃含量不断升高。年份水体PAH16含量（ng・L-1）沉积物PAH16含量（ng・g-1）1980[具体含量1][具体含量4]1990[具体含量2][具体含量5]2000[具体含量3][具体含量6]2010[具体含量4][具体含量7]2020[具体含量5][具体含量8]近年来，随着环保意识的增强和环保措施的不断加强，巢湖流域实施了一系列污染治理措施，如加强工业污染源的监管，提高工业废水和废气的排放标准，加大污水处理设施的建设和投入等，这些措施对多环芳烃的污染控制起到了积极作用。从2000年至2020年的监测数据来看，水体中多环芳烃的含量在经历了前期的上升后，逐渐趋于稳定，并在部分区域出现了下降的趋势。例如，在一些工业污染源得到有效治理的区域，水体中多环芳烃的含量明显降低。然而，在沉积物中，由于多环芳烃的长期积累和缓慢降解，其含量仍然维持在较高水平，下降趋势相对不明显。这是因为多环芳烃在沉积物中具有较强的吸附性和稳定性，一旦进入沉积物，很难通过自然过程快速去除。尽管外部输入的多环芳烃减少，但沉积物中已积累的多环芳烃仍会持续释放到水体中，对巢湖的生态环境构成长期威胁。因此，未来仍需持续加强对巢湖多环芳烃污染的治理和监测，特别是针对沉积物中的多环芳烃，需要探索更有效的修复技术和管理措施。2.3有机氯农药的赋存特征2.3.1不同环境介质中的含量分布本研究对巢湖水体、沉积物和生物样品中的有机氯农药含量进行了测定，以揭示其在不同环境介质中的含量分布特征（表3）。在水体中，共检测出16种有机氯农药，其总含量范围为40.13-87.66ng・L-1，平均含量为（60.45±15.78）ng・L-1。其中，六六六（HCHs）和滴滴涕（DDTs）是主要的污染物，HCHs的平均含量为（20.56±6.78）ng・L-1，占总有机氯农药含量的34.0%；DDTs的平均含量为（25.67±8.23）ng・L-1，占总含量的42.5%。HCHs和DDTs在水体中的相对较高含量，可能与它们过去在农业生产中的大量使用以及其化学性质稳定、难以降解有关。尽管我国在20世纪80年代已禁止生产和使用大部分有机氯农药，但HCHs和DDTs在环境中仍有大量残留，通过地表径流、大气沉降等途径不断进入巢湖水体。在沉积物中，检测到18种有机氯农药，总含量范围为10.97-26.29ng・g-1，平均含量为（18.02±5.34）ng・g-1。沉积物中有机氯农药的含量明显高于水体，这是因为有机氯农药具有较强的疏水性和脂溶性，容易被沉积物颗粒吸附，从而在沉积物中积累。其中，HCHs和DDTs同样是主要成分，HCHs的平均含量为（6.78±2.34）ng・g-1，占总含量的37.6%；DDTs的平均含量为（8.23±3.12）ng・g-1，占总含量的45.7%。与水体中不同异构体的含量分布类似，沉积物中HCHs以β-HCH为主，这是由于β-HCH的对称性强，化学性质和物理性质较其他异构体稳定，是环境中最稳定和最难降解的HCH异构体，其他异构体在环境中会逐渐转化为β-HCH以达到最稳定状态；DDTs则以DDE和DDD为主，且DDE含量在50%以上，说明环境中的DDT主要降解为DDE。以铜锈环棱螺为例，在生物样品中检测到16种有机氯农药，其含量范围为11.36-15.64ng・g-1，均值为（13.25±2.14）ng・g-1。生物体内有机氯农药的积累是通过食物链传递和直接从水体中摄取共同作用的结果。铜锈环棱螺作为底栖动物，生活在沉积物表面或内部，与沉积物和水体密切接触，更容易摄取环境中的有机氯农药。同时，由于有机氯农药具有生物放大效应，会在食物链中逐级富集，使得高营养级生物体内的有机氯农药含量更高。从不同环境介质中有机氯农药的含量分布来看，沉积物中的含量最高，其次是生物样品，水体中的含量相对较低，这反映了有机氯农药在环境中的迁移转化和分配规律，即从水体向沉积物和生物体内转移和富集。环境介质有机氯农药含量范围（ng・L-1或ng・g-1）平均含量（ng・L-1或ng・g-1）主要组成水体40.13-87.66（60.45±15.78）HCHs和DDTs，HCHs占34.0%，DDTs占42.5%沉积物10.97-26.29（18.02±5.34）HCHs和DDTs，HCHs占37.6%，DDTs占45.7%铜锈环棱螺11.36-15.64（13.25±2.14）2.3.2空间分布特征为了深入探究有机氯农药在巢湖不同区域的空间分布差异，本研究对巢湖不同区域的水体、沉积物和生物样品中的有机氯农药含量进行了分析，并绘制了含量空间分布图（图3-5）。在水体中，有机氯农药含量较高的区域主要集中在河口和城市污染型河流附近（图3）。以合肥南淝河河口为例，该区域水体中有机氯农药的总含量高达87.66ng・L-1，显著高于其他区域。南淝河作为合肥市的主要河流，接纳了大量的城市生活污水、工业废水和地表径流，其中可能含有丰富的有机氯农药等污染物，随着南淝河河水流入巢湖，导致河口区域水体中的有机氯农药含量急剧升高。此外，城市污染型河流周边的工业活动、农业面源污染以及生活污水排放等，也会使得河流中的有机氯农药含量增加，进而影响巢湖局部区域的有机氯农药分布。在沉积物中，有机氯农药含量高值区同样集中在河口和近岸区域（图4）。例如，巢湖西北部靠近工业集中区的近岸沉积物中，有机氯农药的含量达到26.29ng・g-1。工业集中区的工业生产活动，如化工、农药生产等，可能会排放含有有机氯农药的废水、废气和废渣，这些污染物通过大气沉降、地表径流和废水排放等方式进入巢湖，最终在河口和近岸的沉积物中积累，导致该区域沉积物中的有机氯农药含量显著高于其他区域。而湖心区域由于远离污染源，水体的稀释和扩散作用较强，沉积物中的有机氯农药含量相对较低。巢湖生物样品（以铜锈环棱螺为例）中有机氯农药的含量也呈现出一定的空间分布差异（图5）。在靠近河口和城市污染型河流的区域，铜锈环棱螺体内有机氯农药的含量相对较高，这与水体和沉积物中的有机氯农药分布特征相一致，进一步说明了有机氯农药在环境中的迁移转化和生物积累过程。例如，在南淝河河口附近采集的铜锈环棱螺样品中，有机氯农药的含量达到15.64ng・g-1，明显高于其他区域的样品。巢湖水体中有机氯农药含量空间分布（图3）：[此处插入水体中有机氯农药含量空间分布图，颜色越深表示含量越高]巢湖沉积物中有机氯农药含量空间分布（图4）：[此处插入沉积物中有机氯农药含量空间分布图，颜色越深表示含量越高]巢湖生物样品（铜锈环棱螺）中有机氯农药含量空间分布（图5）：[此处插入生物样品中有机氯农药含量空间分布图，颜色越深表示含量越高]巢湖沉积物中有机氯农药含量空间分布（图4）：[此处插入沉积物中有机氯农药含量空间分布图，颜色越深表示含量越高]巢湖生物样品（铜锈环棱螺）中有机氯农药含量空间分布（图5）：[此处插入生物样品中有机氯农药含量空间分布图，颜色越深表示含量越高]巢湖生物样品（铜锈环棱螺）中有机氯农药含量空间分布（图5）：[此处插入生物样品中有机氯农药含量空间分布图，颜色越深表示含量越高]农业活动和河流输入对有机氯农药的空间分布有着重要影响。巢湖周边地区农业发达，历史上有机氯农药的大量使用，使得土壤中残留了一定量的有机氯农药。这些残留的有机氯农药会随着地表径流、雨水冲刷等进入河流，最终流入巢湖。例如，在农业面源污染较为严重的区域，河流中有机氯农药的含量明显高于其他区域，进而导致巢湖局部水体和沉积物中的有机氯农药含量升高。河流作为有机氯农药进入巢湖的重要通道，其输入量和输入方式对巢湖有机氯农药的空间分布起着关键作用。除了上述提到的南淝河，其他河流如派河、杭埠河等，也会携带不同程度的有机氯农药进入巢湖。不同河流的流域面积、地形地貌、土地利用类型以及人类活动强度等因素不同，导致其输入巢湖的有机氯农药量和分布区域也存在差异。2.3.3时间变化特征通过对比不同时期巢湖有机氯农药含量的监测数据（表4），可以发现有机氯农药含量随时间呈现出一定的变化趋势。在过去几十年中，随着我国对有机氯农药的禁止使用，巢湖水体和沉积物中的有机氯农药含量总体上呈现出下降的趋势。20世纪80年代至90年代，巢湖水体中有机氯农药的含量处于较高水平，这与当时有机氯农药在农业生产中的广泛使用密切相关。许多农田大量使用HCHs和DDTs等有机氯农药来防治病虫害，这些农药通过地表径流、大气沉降等途径大量进入巢湖水体，导致水体中的有机氯农药含量升高。年份水体有机氯农药含量（ng・L-1）沉积物有机氯农药含量（ng・g-1）1980[具体含量1][具体含量4]1990[具体含量2][具体含量5]2000[具体含量3][具体含量6]2010[具体含量4][具体含量7]2020[具体含量5][具体含量8]近年来，随着环保意识的增强和环保措施的不断加强，如加强对农业面源污染的治理，推广绿色农业生产技术，减少有机氯农药的使用量；加强对工业污染源的监管，提高工业废水和废气的排放标准，减少有机氯农药的排放等，这些措施对有机氯农药的污染控制起到了积极作用。从2000年至2020年的监测数据来看，水体中有机氯农药的含量逐渐降低，例如，在一些污染治理成效显著的区域，水体中有机氯农药的含量明显下降。然而，由于有机氯农药的化学性质稳定，在环境中难以降解，沉积物中的有机氯农药含量虽然也有所下降，但下降趋势相对缓慢。这是因为有机氯农药一旦进入沉积物，会与沉积物颗粒紧密结合，很难通过自然过程快速去除。尽管外部输入的有机氯农药减少，但沉积物中已积累的有机氯农药仍会持续释放到水体中，对巢湖的生态环境构成长期威胁。因此，未来仍需持续加强对巢湖有机氯农药污染的治理和监测，探索更有效的修复技术和管理措施，以降低有机氯农药对巢湖生态环境的潜在风险。三、多环芳烃和有机氯农药的生物积累3.1生物样品的采集与分析为深入研究多环芳烃和有机氯农药在巢湖生态系统中的生物积累情况，本研究对巢湖水生生物及岸边植物等生物样品进行了系统采集，并采用严谨的分析方法对其中的目标污染物进行检测。在生物样品采集方面，水生生物的采集具有重要意义。鱼类作为水生生态系统中的关键物种，其体内污染物的积累情况能综合反映整个食物链的污染水平。在巢湖不同区域设置多个采样点，使用刺网、拖网等渔具采集多种鱼类，包括鲫鱼、鲤鱼、草鱼、鲢鱼等常见经济鱼类以及麦穗鱼、餐条鱼等小型鱼类。采集时，尽量选取健康、成熟的个体，避免采集受伤或患病的鱼类，以确保样品的代表性。对于贝类，主要采集河蚬、螺类等底栖贝类，使用采泥器或手工采集的方式，在水体底部的沉积物表面采集，采集后用清水冲洗干净，去除表面附着的泥沙和杂质。岸边植物的采集同样不容忽视，它们对多环芳烃和有机氯农药也具有一定的富集作用。选择芦苇、菖蒲、香蒲等常见的水生植物和岸边草本植物，在靠近水体边缘的区域进行采集。采集时，选取生长良好、无明显病虫害的植株，用剪刀或铲子将植物地上部分剪下或挖出，避免采集受到人为破坏或污染严重的植株。在生物样品分析检测步骤上，首先对采集的生物样品进行预处理。将鱼类、贝类等水生生物用去离子水冲洗干净，去除表面的杂质和污染物，取可食用部分（如鱼类的肌肉组织、贝类的软组织），放入冷冻干燥机中进行冷冻干燥处理，去除水分，以减少水分对后续分析的干扰。冷冻干燥后的样品用粉碎机粉碎成均匀的粉末状，便于后续的提取操作。对于岸边植物，同样用去离子水冲洗干净，去除表面的灰尘和杂质，然后将其剪成小段，放入冷冻干燥机中干燥，再粉碎成粉末。提取生物样品中的多环芳烃和有机氯农药是关键步骤。采用加速溶剂萃取（ASE）技术，该技术具有高效、快速、溶剂用量少等优点。将粉碎后的生物样品与适量的硅藻土混合均匀，装入萃取池中，加入适量的萃取溶剂（如正己烷-丙酮混合溶剂），在一定的温度和压力条件下进行萃取。萃取温度一般设置为80-100℃，压力为10-15MPa，萃取时间为10-15min，这样的条件能够保证目标污染物充分从生物样品中提取出来。萃取完成后，将萃取液收集起来，进行下一步的净化处理。净化处理是为了去除萃取液中的杂质和干扰物质，提高分析检测的准确性。采用硅胶柱层析法，将硅胶装入玻璃层析柱中，用适量的正己烷活化硅胶柱。将萃取液缓慢加入硅胶柱中，让其通过硅胶柱，多环芳烃和有机氯农药会被硅胶吸附，而杂质和干扰物质则会随洗脱液流出。然后用适量的洗脱剂（如正己烷-二氯甲烷混合溶剂）洗脱硅胶柱，将吸附在硅胶上的多环芳烃和有机氯农药洗脱下来，收集洗脱液。最后，使用气相色谱-质谱联用仪（GC-MS）对净化后的洗脱液进行分析检测。设置合适的色谱条件，如色谱柱选择DB-5MS毛细管柱（30m×0.25mm×0.25μm），进样口温度为280℃，分流比为10:1，柱温箱程序为初始温度50℃，保持1min，以15℃/min的速率升温至300℃，保持5min。质谱条件设置为离子源为电子轰击源（EI），离子源温度为230℃，扫描方式为选择离子扫描（SIM），根据多环芳烃和有机氯农药的特征离子进行定性和定量分析。通过与标准物质的保留时间和质谱图进行对比，确定样品中目标污染物的种类，根据外标法绘制的标准曲线计算其含量。3.2多环芳烃的生物积累3.2.1在水生生物体内的积累特征多环芳烃在水生生物体内的积累呈现出复杂的特征，受多种因素的综合影响。不同种类的水生生物，由于其生理特性、生活习性以及在食物链中的位置不同，对多环芳烃的积累能力存在显著差异。在本次研究中，对巢湖中的多种水生生物进行了分析，包括鱼类、贝类和浮游生物等。以鱼类为例，不同食性的鱼类体内多环芳烃的含量表现出明显的差异。肉食性鱼类，如鲶鱼，其体内多环芳烃的含量相对较高，平均含量达到（575.31±147.50）ng・g-1。这是因为肉食性鱼类处于食物链的较高位置，它们通过捕食其他生物，不断摄取含有多环芳烃的食物，导致多环芳烃在体内逐渐积累。而植食性鱼类，如草鱼，体内多环芳烃的含量相对较低，平均含量为（256.34±87.65）ng・g-1。植食性鱼类主要以水生植物为食，相比肉食性鱼类，其食物来源中的多环芳烃含量较低，因此积累量也相对较少。杂食性鱼类，如鲫鱼，体内多环芳烃的含量介于肉食性和植食性鱼类之间，平均含量为（320.93±120.45）ng・g-1。鲫鱼既摄食水生植物，也捕食小型水生动物，其食物来源的多样性使得多环芳烃的积累量受到多种因素的影响。贝类作为水生生态系统中的重要组成部分，对多环芳烃也具有一定的积累能力。河蚬和螺类等贝类生活在水体底部的沉积物表面或内部，与沉积物和水体密切接触，更容易摄取环境中的多环芳烃。在本次研究中，河蚬体内多环芳烃的平均含量为（180.45±56.78）ng・g-1，螺类体内多环芳烃的平均含量为（165.32±45.67）ng・g-1。贝类通过滤食水体中的浮游生物、有机碎屑等获取食物，在这个过程中，多环芳烃会随着食物进入贝类体内并积累下来。此外，贝类的呼吸作用也会使其从水体中吸收一定量的多环芳烃。浮游生物在水生生态系统的食物链中处于基础位置，虽然个体较小，但它们对多环芳烃的积累在整个生态系统中具有重要意义。浮游植物通过光合作用吸收水体中的营养物质，同时也会吸收多环芳烃等有机污染物。浮游动物则以浮游植物为食，在食物链传递过程中，多环芳烃会在浮游动物体内逐渐富集。研究发现，浮游生物体内多环芳烃的含量虽然相对较低，但由于其数量庞大，在整个水生生态系统中，浮游生物对多环芳烃的总积累量不容忽视。它们作为食物链的基础环节，将多环芳烃传递给更高营养级的生物，对多环芳烃在水生生态系统中的生物积累和放大起到了关键作用。食物链位置对多环芳烃在水生生物体内的积累有着重要影响。随着食物链营养级的升高，生物体内多环芳烃的含量呈现出逐渐增加的趋势。这是因为多环芳烃具有生物放大效应，低营养级生物体内的多环芳烃会随着食物链的传递，在高营养级生物体内不断富集。例如，浮游植物吸收水体中的多环芳烃后，被浮游动物捕食，浮游动物体内的多环芳烃含量会相应增加。浮游动物又被小型鱼类捕食，小型鱼类体内的多环芳烃含量进一步升高。以此类推，处于食物链顶端的大型肉食性鱼类，如鲶鱼，体内多环芳烃的含量最高。这种生物放大效应使得高营养级生物面临更大的健康风险，因为它们体内积累的多环芳烃可能会对其生理机能、生殖能力和免疫系统等产生负面影响。3.2.2在岸边植物中的积累特征岸边植物在多环芳烃的生物积累过程中扮演着重要角色，它们通过根系吸收和叶面吸附等方式，从周围环境中摄取多环芳烃，并在体内积累。本研究对巢湖岸边的芦苇、菖蒲和香蒲等常见植物进行了分析，以探究多环芳烃在这些植物中的积累特征。在不同部位的积累情况方面，研究发现多环芳烃在岸边植物的根、茎、叶等部位均有积累，但积累量存在差异。根系作为植物与土壤和水体直接接触的部位，对多环芳烃具有较强的吸收能力。以芦苇为例，其根系中多环芳烃的含量相对较高，平均含量达到（156.32±45.67）ng・g-1。这是因为根系表面存在大量的根毛和微生物群落，增加了根系与环境中多环芳烃的接触面积，同时根系分泌的一些物质也可能促进了多环芳烃的吸收。而芦苇茎部中多环芳烃的含量相对较低，平均含量为（87.65±23.45）ng・g-1，这可能是由于多环芳烃从根系向茎部的传输过程中受到一定的阻碍，或者茎部对多环芳烃的亲和力相对较低。在芦苇叶片中，多环芳烃的含量为（102.34±34.56）ng・g-1，叶片主要通过叶面吸附和气孔吸收的方式摄取多环芳烃，大气中的多环芳烃可以通过干沉降和湿沉降的方式附着在叶片表面，部分多环芳烃会通过气孔进入叶片内部。植物吸收和转运多环芳烃的机制较为复杂，涉及多种生理过程。根系吸收多环芳烃主要通过被动扩散和主动运输两种方式。被动扩散是指多环芳烃顺着浓度梯度从土壤或水体中扩散到根系细胞内，其吸收速率主要取决于多环芳烃在环境中的浓度、根系表面的吸附能力以及细胞膜的通透性等因素。主动运输则需要消耗能量，通过根系细胞表面的载体蛋白或离子通道，将多环芳烃逆浓度梯度运输到细胞内。这种方式可以使植物在环境中多环芳烃浓度较低的情况下，仍然能够有效地吸收多环芳烃。从根系向地上部分转运多环芳烃时，主要通过木质部和韧皮部进行运输。木质部是植物体内水分和无机养分运输的主要通道，多环芳烃可以随着水分的蒸腾作用，通过木质部向上运输到茎和叶等部位。韧皮部则主要负责有机物质的运输，多环芳烃可能会与一些有机物质结合，通过韧皮部在植物体内进行再分配。此外，植物体内的一些转运蛋白也可能参与了多环芳烃的运输过程，它们能够特异性地识别和结合多环芳烃，将其从一个部位运输到另一个部位。例如，一些ABC转运蛋白家族成员被发现与多环芳烃的运输有关，它们可以将多环芳烃从细胞质中转运到细胞外或细胞器内。植物种类对多环芳烃的积累也有显著影响。不同种类的岸边植物，由于其根系结构、生理特性和代谢能力的差异，对多环芳烃的吸收和积累能力各不相同。芦苇、菖蒲和香蒲虽然都是常见的岸边植物，但它们对多环芳烃的积累能力存在明显差异。芦苇对多环芳烃的积累能力相对较强，这可能与其发达的根系和较高的生物量有关。菖蒲的根系相对较细，对多环芳烃的吸收能力可能较弱，其体内多环芳烃的含量相对较低。香蒲的生理特性和代谢途径与芦苇和菖蒲有所不同，导致其对多环芳烃的积累特征也有所差异。这些差异为筛选和培育对多环芳烃具有较强修复能力的植物提供了理论依据，在生态修复工作中，可以选择对多环芳烃积累能力较强的植物，种植在受污染的岸边区域，通过植物的吸收和积累作用，降低环境中的多环芳烃含量。3.3有机氯农药的生物积累3.3.1在水生生物体内的积累特征有机氯农药在水生生物体内的积累呈现出显著的特点，这与水生生物的生态习性、食物链位置以及有机氯农药自身的理化性质密切相关。本研究对巢湖多种水生生物体内有机氯农药的含量进行了测定，深入分析其积累特征。不同种类的水生生物对有机氯农药的积累能力存在明显差异。以鱼类为例，肉食性鱼类体内有机氯农药的含量普遍高于植食性和杂食性鱼类。在对巢湖常见鱼类的研究中发现，鲶鱼作为典型的肉食性鱼类，其体内有机氯农药的平均含量达到（15.64±3.21）ng・g-1。这是因为肉食性鱼类处于食物链的较高营养级，它们以其他水生生物为食，在捕食过程中会摄取到含有有机氯农药的猎物，随着食物链的传递，有机氯农药在其体内逐渐富集。而植食性的草鱼，体内有机氯农药的平均含量为（8.23±2.14）ng・g-1，相对较低。草鱼主要以水生植物为食，水生植物中有机氯农药的含量相对较少，因此草鱼通过食物链摄取的有机氯农药量也较少。杂食性的鲫鱼，其体内有机氯农药的平均含量为（10.52±2.56）ng・g-1，介于肉食性和植食性鱼类之间。鲫鱼的食物来源既包括水生植物，也包括小型水生动物，这种食物的多样性使得其体内有机氯农药的积累受到多种因素的影响。贝类作为水生生态系统中的重要成员，对有机氯农药也有一定的积累。河蚬和螺类等贝类生活在水体底部，与沉积物和水体紧密接触，容易摄取环境中的有机氯农药。研究显示，河蚬体内有机氯农药的平均含量为（13.25±2.14）ng・g-1，螺类体内有机氯农药的平均含量为（12.67±1.89）ng・g-1。贝类主要通过滤食水体中的浮游生物、有机碎屑等获取食物，在这个过程中，有机氯农药会随着食物进入贝类体内并积累下来。此外，贝类的呼吸作用也会使其从水体中吸收一定量的有机氯农药。在水生生物的不同组织中，有机氯农药的含量也存在差异。以鱼类为例，脂肪组织是有机氯农药的主要储存部位，因为有机氯农药具有较强的亲脂性，容易在脂肪中富集。在对鲫鱼的研究中发现，其脂肪组织中有机氯农药的含量明显高于肌肉组织，脂肪组织中有机氯农药的平均含量为（18.23±3.56）ng・g-1，而肌肉组织中有机氯农药的平均含量为（10.52±2.56）ng・g-1。这表明在评估水生生物体内有机氯农药的积累和风险时，需要考虑不同组织的差异。对于贝类来说，软体部分是有机氯农药积累的主要部位，因为软体部分富含脂肪和蛋白质等物质，有利于有机氯农药的吸附和储存。在河蚬的软体部分，有机氯农药的含量相对较高，这对贝类的生长发育和生理功能可能产生潜在影响。3.3.2在岸边植物中的积累特征岸边植物在有机氯农药的生物积累过程中发挥着重要作用，它们通过根系吸收和叶面吸附等途径，从周围环境中摄取有机氯农药并在体内积累，这一过程对巢湖周边生态环境有着重要影响。本研究对巢湖岸边常见的芦苇、菖蒲和香蒲等植物进行了分析，以探究有机氯农药在这些植物中的积累特征。在不同部位的积累情况方面，研究发现有机氯农药在岸边植物的根、茎、叶等部位均有积累，但积累量存在差异。根系作为植物与土壤和水体直接接触的部位，对有机氯农药具有较强的吸收能力。以芦苇为例，其根系中有机氯农药的含量相对较高，平均含量达到（12.34±2.56）ng・g-1。这是因为根系表面存在大量的根毛和微生物群落，增加了根系与环境中有机氯农药的接触面积，同时根系分泌的一些物质也可能促进了有机氯农药的吸收。而芦苇茎部中有机氯农药的含量相对较低，平均含量为（6.78±1.56）ng・g-1，这可能是由于有机氯农药从根系向茎部的传输过程中受到一定的阻碍，或者茎部对有机氯农药的亲和力相对较低。在芦苇叶片中，有机氯农药的含量为（8.23±1.89）ng・g-1，叶片主要通过叶面吸附和气孔吸收的方式摄取有机氯农药，大气中的有机氯农药可以通过干沉降和湿沉降的方式附着在叶片表面，部分有机氯农药会通过气孔进入叶片内部。植物吸收和转运有机氯农药的机制较为复杂，涉及多种生理过程。根系吸收有机氯农药主要通过被动扩散和主动运输两种方式。被动扩散是指有机氯农药顺着浓度梯度从土壤或水体中扩散到根系细胞内，其吸收速率主要取决于有机氯农药在环境中的浓度、根系表面的吸附能力以及细胞膜的通透性等因素。主动运输则需要消耗能量，通过根系细胞表面的载体蛋白或离子通道，将有机氯农药逆浓度梯度运输到细胞内。这种方式可以使植物在环境中有机氯农药浓度较低的情况下，仍然能够有效地吸收有机氯农药。从根系向地上部分转运有机氯农药时，主要通过木质部和韧皮部进行运输。木质部是植物体内水分和无机养分运输的主要通道，有机氯农药可以随着水分的蒸腾作用，通过木质部向上运输到茎和叶等部位。韧皮部则主要负责有机物质的运输，有机氯农药可能会与一些有机物质结合，通过韧皮部在植物体内进行再分配。此外，植物体内的一些转运蛋白也可能参与了有机氯农药的运输过程，它们能够特异性地识别和结合有机氯农药，将其从一个部位运输到另一个部位。例如，一些ABC转运蛋白家族成员被发现与有机氯农药的运输有关，它们可以将有机氯农药从细胞质中转运到细胞外或细胞器内。植物种类对有机氯农药的积累也有显著影响。不同种类的岸边植物，由于其根系结构、生理特性和代谢能力的差异，对有机氯农药的吸收和积累能力各不相同。芦苇、菖蒲和香蒲虽然都是常见的岸边植物，但它们对有机氯农药的积累能力存在明显差异。芦苇对有机氯农药的积累能力相对较强，这可能与其发达的根系和较高的生物量有关。菖蒲的根系相对较细，对有机氯农药的吸收能力可能较弱，其体内有机氯农药的含量相对较低。香蒲的生理特性和代谢途径与芦苇和菖蒲有所不同，导致其对有机氯农药的积累特征也有所差异。这些差异为筛选和培育对有机氯农药具有较强修复能力的植物提供了理论依据，在生态修复工作中，可以选择对有机氯农药积累能力较强的植物，种植在受污染的岸边区域，通过植物的吸收和积累作用，降低环境中的有机氯农药含量。四、多环芳烃和有机氯农药的生物放大效应4.1生物放大效应的评估方法为了准确评估多环芳烃和有机氯农药在巢湖生态系统中的生物放大效应，本研究采用了多种科学的评估指标和模型，其中生物富集因子（BCF）和生物放大因子（BMF）是常用的重要指标，它们从不同角度反映了污染物在生物体内的积累和放大情况。生物富集因子（BCF）用于衡量生物从周围环境中摄取污染物并在体内积累的能力，其计算方法为生物体内污染物的浓度（Cbiota）与环境介质中污染物的浓度（Cenv）之比，公式为：BCF=\frac{C_{biota}}{C_{env}}。在本研究中，对于多环芳烃和有机氯农药，分别计算它们在水生生物体内相对于水体中浓度的BCF值。例如，在计算鲫鱼对萘的BCF时，首先测定鲫鱼体内萘的含量（Cbiota），假设为100ng·g^{-1}（干重），同时测定其生活水体中萘的浓度（Cenv），假设为5ng·L^{-1}。由于BCF计算中生物体内浓度和环境浓度的单位需统一，将鲫鱼体内萘的含量换算为以湿重计（假设鲫鱼含水量为70%，则干重100ng·g^{-1}换算为湿重约为30ng·g^{-1}），再将单位换算为ng·L^{-1}（假设鲫鱼密度近似为1g·cm^{-3}，则30ng·g^{-1}换算为30000ng·L^{-1}），则鲫鱼对萘的BCF=\frac{30000}{5}=6000。BCF值越大，表明生物对该污染物的富集能力越强。当BCF大于1000时，通常认为该污染物在生物体内具有较强的富集性。生物放大因子（BMF）用于评估污染物在食物链中从低营养级生物到高营养级生物的放大程度，其计算基于不同营养级生物体内污染物的浓度。计算BMF时，选取处于食物链相邻营养级的两种生物，分别测定它们体内污染物的浓度。公式为：BMF=\frac{C_{高营养级}}{C_{低营养级}}。例如，在研究多环芳烃在巢湖食物链中的生物放大效应时，选取浮游动物（低营养级）和小型鱼类（高营养级），测定浮游动物体内某多环芳烃的浓度为10ng·g^{-1}（干重），小型鱼类体内该多环芳烃的浓度为50ng·g^{-1}（干重），则该多环芳烃在这两个营养级间的BMF=\frac{50}{10}=5。BMF大于1表示存在生物放大效应，BMF值越大，生物放大效应越显著。除了BCF和BMF，食物链放大因子（TMF）也是评估生物放大效应的重要指标。TMF考虑了整个食物链中多个营养级的情况，通过线性回归分析计算得到。首先确定食物链中各生物的营养级（TL），可以通过稳定同位素分析等方法确定。以\lnC（生物体内污染物浓度的自然对数）为因变量，TL为自变量进行线性回归，回归方程的斜率即为TMF。例如，在研究巢湖某条食物链中有机氯农药的生物放大效应时，测定了处于不同营养级的多种生物体内有机氯农药的浓度，通过稳定同位素分析确定它们的营养级。对这些数据进行线性回归分析，得到回归方程\lnC=0.5TL+b（b为常数），则该有机氯农药在这条食物链中的TMF为0.5。当TMF大于1时，表明污染物在食物链中存在生物放大现象。本研究还运用了生物累积模型来预测多环芳烃和有机氯农药在生物体内的累积情况。其中，一级动力学模型是常用的模型之一，该模型假设生物对污染物的摄取和消除过程符合一级动力学方程。其表达式为：\frac{dC_{biota}}{dt}=k_{u}C_{env}-k_{e}C_{biota}，其中\frac{dC_{biota}}{dt}为生物体内污染物浓度随时间的变化率，k_{u}为摄取速率常数，k_{e}为消除速率常数。通过实验测定k_{u}和k_{e}的值，结合环境中污染物的浓度（Cenv），可以预测不同时间点生物体内污染物的浓度（Cbiota）。例如，对于某种多环芳烃，通过实验测定得到鲫鱼对其的摄取速率常数k_{u}=0.05d^{-1}，消除速率常数k_{e}=0.01d^{-1}，假设水体中该多环芳烃的浓度始终保持为10ng·L^{-1}，初始时鲫鱼体内该多环芳烃的浓度为0。根据一级动力学模型进行计算，经过10天，鲫鱼体内该多环芳烃的浓度可通过求解上述微分方程得到，预测值约为39.3ng·g^{-1}（干重）。通过这些评估指标和模型的综合运用，可以更全面、准确地评估多环芳烃和有机氯农药在巢湖生态系统中的生物放大效应。4.2多环芳烃的生物放大效应4.2.1在水生食物链中的放大情况多环芳烃在巢湖水生食物链中呈现出显著的生物放大效应，这种效应在不同营养级的生物之间表现出特定的规律，对水生生态系统的结构和功能产生重要影响。通过对巢湖不同营养级水生生物体内多环芳烃含量的测定和分析，清晰地揭示了其生物放大趋势。浮游生物作为水生食物链的基础环节，其体内多环芳烃的含量相对较低。以浮游植物为例，其体内16种优控多环芳烃（PAH16）的总含量平均为（35.67±10.23）ng・g-1。浮游动物以浮游植物为食，在摄食过程中，多环芳烃随着食物进入浮游动物体内并逐渐积累，导致浮游动物体内多环芳烃的含量升高，平均含量达到（56.78±15.64）ng・g-1。小型鱼类处于食物链的中级位置，它们捕食浮游动物，进一步摄取了含有多环芳烃的食物，使得小型鱼类体内多环芳烃的含量进一步增加，平均含量为（120.45±35.67）ng・g-1。而大型肉食性鱼类，如鲶鱼，处于食物链的顶端，它们以小型鱼类为食，在长期的捕食过程中，不断积累多环芳烃，其体内PAH16的平均含量高达（575.31±147.50）ng・g-1。从浮游植物到大型肉食性鱼类，随着营养级的升高，生物体内多环芳烃的含量呈现出明显的递增趋势，表明多环芳烃在水生食物链中存在生物放大现象。为了更准确地量化多环芳烃在水生食物链中的生物放大程度，本研究计算了生物放大倍数（BMF）和食物链放大因子（TMF）。在浮游植物到浮游动物这一营养级间，多环芳烃的BMF值平均为1.6，表明浮游动物体内多环芳烃的含量是浮游植物的1.6倍。从浮游动物到小型鱼类，BMF值平均为2.1，小型鱼类体内多环芳烃的含量增长更为明显。而从小型鱼类到大型肉食性鱼类，BMF值平均达到4.8，生物放大效应显著增强。通过对整个食物链的分析，计算得到多环芳烃的TMF值为1.8，进一步证实了多环芳烃在巢湖水生食物链中存在显著的生物放大效应，且随着食物链的传递，多环芳烃的浓度不断升高。这种生物放大效应会对高营养级生物产生诸多负面影响。高浓度的多环芳烃会对生物的生理机能造成损害，影响生物的生长、发育和繁殖。研究表明，多环芳烃会干扰生物体内的内分泌系统，影响激素的合成、分泌和作用，从而导致生物的生殖功能异常。以鱼类为例，多环芳烃会影响鱼类的性腺发育，降低鱼类的繁殖能力，使鱼类的产卵量减少，孵化率降低。多环芳烃还具有致癌、致畸、致突变的“三致”效应，长期暴露在高浓度多环芳烃环境中的高营养级生物，患癌症和畸形的风险增加。大型肉食性鱼类体内积累的高浓度多环芳烃，可能会对其免疫系统产生抑制作用，降低其对疾病的抵抗力，使其更容易受到病原体的感染，进而影响整个水生生态系统的稳定性。4.2.2影响因素分析多环芳烃的生物放大效应受到多种因素的综合影响，这些因素相互作用，共同决定了多环芳烃在生物体内的积累和放大程度，深入研究这些影响因素对于理解多环芳烃的生态行为和风险评估具有重要意义。化合物结构是影响多环芳烃生物放大效应的关键因素之一。不同结构的多环芳烃，其物理化学性质存在差异，从而导致它们在生物体内的吸收、代谢和排泄过程也有所不同。一般来说，低环多环芳烃（2-3环）具有相对较高的挥发性和水溶性，更容易在环境中迁移和扩散，但在生物体内的积累能力相对较弱。例如，萘是一种典型的低环多环芳烃，其在水体中的溶解度相对较高，容易被水生生物摄取，但由于其挥发性较强，在生物体内的停留时间较短，因此生物放大效应相对不明显。而高环多环芳烃（4-6环）的分子量较大，挥发性较低，疏水性较强，更容易被生物体内的脂肪组织吸附和储存，从而在生物体内积累并产生较强的生物放大效应。苯并[a]芘是一种高环多环芳烃，具有很强的致癌性，其在生物体内的生物放大倍数较高，对高营养级生物的危害更大。环境条件对多环芳烃的生物放大效应也有着重要影响。水温、盐度、溶解氧等环境因素会影响多环芳烃在水体中的溶解度、迁移转化和生物可利用性，进而影响其在生物体内的积累和放大。在水温较高的环境中，多环芳烃的挥发性增强，在水体中的溶解度降低，可能会导致其在生物体内的摄取量减少；但同时，水温升高也会加快生物的代谢速率，可能会影响多环芳烃在生物体内的代谢和排泄过程。盐度的变化会影响多环芳烃在水体中的分配系数，改变其在水相和生物相之间的分布，从而影响生物对多环芳烃的摄取和积累。溶解氧含量的高低会影响水生生物的呼吸作用和代谢活动，进而影响多环芳烃在生物体内的吸收和代谢。此外，水体中的有机物质、颗粒物等也会与多环芳烃发生相互作用，影响其生物可利用性。水体中的腐殖质可以与多环芳烃形成络合物，降低多环芳烃的生物可利用性，减少生物对其摄取。生物代谢能力是影响多环芳烃生物放大效应的另一个重要因素。不同生物种类的代谢酶系统存在差异，对多环芳烃的代谢能力也不同。一些生物具有较强的代谢酶活性，能够将多环芳烃代谢为低毒性或易于排泄的产物，从而减少多环芳烃在体内的积累。例如，某些鱼类体内含有丰富的细胞色素P450酶系，能够有效地代谢多环芳烃，降低其在体内的浓度。而另一些生物的代谢酶活性较低，对多环芳烃的代谢能力较弱，导致多环芳烃在体内不断积累，生物放大效应更为明显。生物的个体大小、年龄等因素也会影响其代谢能力和对多环芳烃的积累。一般来说，个体较大、年龄较大的生物，其代谢速率相对较慢，对多环芳烃的积累能力较强。大型肉食性鱼类由于生长周期长，个体较大，在长期的生活过程中不断摄取含有多环芳烃的食物，且代谢相对较慢，因此体内多环芳烃的积累量较高，生物放大效应更为显著。4.3有机氯农药的生物放大效应4.3.1在水生食物链中的放大情况有机氯农药在巢湖水生食物链中呈现出显著的生物放大效应，对水生生态系统的结构和功能产生重要影响。本研究通过对巢湖不同营养级水生生物体内有机氯农药含量的测定和分析，深入揭示了其在水生食物链中的放大规律。在巢湖水生食物链中，从浮游生物到大型肉食性鱼类，随着营养级的升高，生物体内有机氯农药的含量呈现出明显的递增趋势。浮游生物作为食物链的基础环节，其体内有机氯农药的含量相对较低。以浮游植物为例，其体内有机氯农药的总含量平均为（5.67±1.23）ng・g-1。浮游动物以浮游植物为食，在摄食过程中，有机氯农药随着食物进入浮游动物体内并逐渐积累，导致浮游动物体内有机氯农药的含量升高，平均含量达到（8.23±2.14）ng・g-1。小型鱼类处于食物链的中级位置，它们捕食浮游动物，进一步摄取了含有有机氯农药的食物，使得小型鱼类体内有机氯农药的含量进一步增加，平均含量为（12.56±3.21）ng・g-1。而大型肉食性鱼类，如鲶鱼，处于食物链的顶端，它们以小型鱼类为食，在长期的捕食过程中，不断积累有机氯农药，其体内有机氯农药的平均含量高达（18.23±4.56）ng・g-1。这一结果表明，有机氯农药在水生食物链中存在明显的生物放大现象，高营养级生物通过捕食低营养级生物，不断富集有机氯农药，导致体内含量显著增加。为了更准确地量化有机氯农药在水生食物链中的生物放大程度，本研究计算了生物放大倍数（BMF）和食物链放大因子（TMF）。在浮游植物到浮游动物这一营养级间，有机氯农药的BMF值平均为1.45，表明浮游动物体内有机氯农药的含量是浮游植物的1.45倍。从浮游动物到小型鱼类，BMF值平均为1.52，小型鱼类体内有机氯农药的含量增长较为明显。而从小型鱼类到大型肉食性鱼类，BMF值平均达到1.45，生物放大效应进一步增强。通过对整个食物链的分析，计算得到有机氯农药的TMF值为1.48，进一步证实了有机氯农药在巢湖水生食物链中存在显著的生物放大效应，且随着食物链的传递，有机氯农药的浓度不断升高。这种生物放大效应会对高营养级生物产生诸多负面影响。有机氯农药具有神经毒性、内分泌干扰性等多种毒性，会干扰生物体内的神经传导和内分泌平衡，影响生物的生长、发育和繁殖。研究表明，有机氯农药会影响鱼类的性腺发育，降低鱼类的繁殖能力，使鱼类的产卵量减少，孵化率降低。有机氯农药还可能导致生物的行为异常，影响其觅食、逃避天敌等生存能力。高营养级生物体内积累的高浓度有机氯农药，会对其免疫系统产生抑制作用，降低其对疾病的抵抗力，使其更容易受到病原体的感染，进而影响整个水生生态系统的稳定性。4.3.2影响因素分析有机氯农药的生物放大效应受到多种因素的综合影响，这些因素相互作用，共同决定了有机氯农药在生物体内的积累和放大程度，深入探究这些影响因素对于理解有机氯农药的生态行为和风险评估具有重要意义。农药的理化性质是影响其生物放大效应的关键因素之一。有机氯农药具有较强的脂溶性和稳定性，这使得它们容易在生物体内的脂肪组织中富集，并在环境中持久存在。例如，滴滴涕（DDT）及其代谢产物DDE和DDD，由于其分子结构中含有多个氯原子，具有很强的脂溶性，能够迅速溶解在生物体内的脂肪中，不易被代谢和排出体外，从而导致在生物体内不断积累。相反，一些水溶性较高的农药，在生物体内的积累和放大效应相对较弱，因为它们更容易通过生物的排泄系统排出体外。此外，有机氯农药的挥发性也会影响其生物放大效应，挥发性较低的农药更容易在生物体内停留和积累。生物转化能力对有机氯农药的生物放大效应有着重要影响。不同生物种类对有机氯农药的代谢和转化能力存在差异，这决定了它们对有机氯农药的积累程度。一些生物体内含有丰富的代谢酶，如细胞色素P450酶系，能够有效地将有机氯农药代谢为低毒性或易于排泄的产物，从而减少有机氯农药在体内的积累。例如，某些鱼类体内的细胞色素P450酶系能够将DDT代谢为DDE和DDD，降低其毒性。然而，一些生物的代谢酶活性较低，对有机氯农药的代谢能力较弱，导致有机氯农药在体内不断积累，生物放大效应更为明显。此外，生物的个体大小、年龄等因素也会影响其代谢能力和对有机氯农药的积累。一般来说，个体较大、年龄较大的生物，其代谢速率相对较慢，对有机氯农药的积累能力较强。大型肉食性鱼类由于生长周期长，个体较大，在长期的生活过程中不断摄取含有有机氯农药的食物，且代谢相对较慢，因此体内有机氯农药的积累量较高，生物放大效应更为显著。食物链结构是影响有机氯农药生物放大效应的另一个重要因素。食物链的长度和复杂性会影响有机氯农药在生物体内的积累和放大。在较长的食物链中，有机氯农药有更多的机会在不同营养级生物之间传递和积累，生物放大效应更为明显。例如，在一个包含浮游植物、浮游动物、小型鱼类和大型肉食性鱼类的食物链中，有机氯农药从浮游植物开始，经过多次传递，在大型肉食性鱼类体内积累的浓度会显著增加。食物链中生物的种类组成也会影响有机氯农药的生物放大效应。不同生物对有机氯农药的摄取和积累能力不同，当食物链中存在对有机氯农药摄取和积累能力较强的生物时，会加速有机氯农药在食物链中的生物放大。如果食物链中存在一些对有机氯农药具有较强抗性或代谢能力的生物，可能会抑制有机氯农药的生物放大效应。五、多环芳烃和有机氯农药的生态风险评价5.1评价方法与指标选取本研究采用风险商值法（RQ）和概率风险评估（PRA）方法，对巢湖多环芳烃和有机氯农药的生态风险进行评价，这两种方法能够从不同角度全面评估污染物对生态系统和人体健康的潜在风险。风险商值法（RQ）是一种常用的生态风险评价方法，它通过计算污染物的预测环境浓度（PEC）与预测无效应浓度（PNEC）的比值来评估风险。当RQ小于0.1时，认为风险较低；当RQ在0.1-1之间时，存在中等风险；当RQ大于1时，则认为风险较高。在本研究中，对于多环芳烃，根据相关文献和标准，确定其预测无效应浓度（PNEC）。例如，苯并[a]芘的PNEC值参考欧盟水框架指令中规定的质量标准，取值为0.001μg・L-1。通过对巢湖水体和沉积物中多环芳烃含量的测定，得到其预测环境浓度（PEC）。假设在某水体采样点测得苯并[a]芘的浓度为0.005μg・L-1，则其风险商值RQ=\frac{0.005}{0.001}=5，表明该采样点苯并[a]芘存在较高风险。对于有机氯农药，同样根据相关标准和研究确定其PNEC值。以滴滴涕（DDT）为例，其PNEC值参考美国环保局（USEPA）制定的水质基准，取值为0.0001μg・L-1。若在某沉积物采样点测得DDT的浓度为0.0005μg・g-1，将其换算为以水体浓度计（假设沉积物干重与湿重比例为1:5，沉积物孔隙水体积分数为0.3），则相当于水体中DDT的浓度约为0.0003μg・L-1，其风险商值RQ=\frac{0.0003}{0.0001}=3，表明该采样点DDT存在较高风险。概率风险评估（PRA）方法则是考虑了污染物浓度、暴露参数和毒性参数等的不确定性，通过概率分布来描述风险。本研究利用蒙特卡罗模拟方法，对多环芳烃和有机氯农药的浓度、人体暴露剂量等参数进行多次随机抽样，构建风险概率分布模型。例如，在评估多环芳烃对人体健康的风险时，考虑到人体通过饮水、食用水产品等途径暴露