2019, Vol. 39
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2. 中国地质大学(武汉)环境学院, 武汉 430074
2. School of Environmental Studies, China University of Geosciences, Wuhan 430074
邻苯二甲酸酯(Phthalate Acid Esters, PAEs)又称酞酸酯, 作为增塑剂被广泛添加到聚氯乙烯(PVC)、聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)等塑料中来增加聚合物的延展性与稳定性, 目前已成为地球上最广泛的环境污染物之一, 在大气、水、土壤等介质中均可检测到PAEs污染物的存在.PAEs具有“三致”性, 基于啮齿类的动物实验表明, PAEs能促进肝肿瘤的产生及导致胎儿畸形(Do et al., 2012; 朱敏等, 2013), 同时作为一类环境激素污染物, 其在人体及动物体内有类似雌性激素的作用, 会干扰内分泌进而导致神经系统失调、免疫能力下降、生殖失常等一系列问题(Do et al., 2012; 张学红等, 2013).且由于PAEs未与基体真正结合, 是通过氢键或范德华力与聚烯烃类塑料分子连接(林佳露, 2017), 因此, 极易从塑料基体释放到环境中并带来危害.
早在1977年, 美国EPA就将邻苯二甲酸二甲酯(DMP)、邻苯二甲酸二乙酯(DEP)、邻苯二甲酸二正丁酯(DBP)、邻苯二甲酸丁苄酯(BBP)、邻苯二甲酸二(2-乙基己基)酯(DEHP)和邻苯二甲酸二正辛酯(DnOP) 6种PAEs列入优先控制污染物名单(USEPA, 2014).我国也于1990年将DMP、DBP、DnOP这3种PAEs列入优控污染物名单(周文敏等, 1990), 并在近30年的时间里, 开展了大量针对农田土壤、城市建设用地、水环境等的PAEs污染调查、监测、风险评估工作.相比之下, 近5年来对于废塑料处置地河道沉积物PAEs污染特征的研究报道仅有1例(王昱文等, 2016), 对于不同深度PAEs含量分布特征的研究鲜有报道, 针对沉积物或者土壤中PAEs开展的生态风险评价工作也十分有限.
因此, 本文以山东省莱州市沙河镇废塑料再生处理产业集中的珍珠河流域为研究对象, 调查珍珠河表层沉积物与深层沉积物的PAEs污染特征与含量差异, 揭示PAEs在河道沉积物中的空间分布特征, 并进行风险评价, 以期为河道沉积物的环境管理提供依据.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区概况研究区位于山东半岛西部(图 1), 行政区划上属于莱州市沙河镇.沙河镇路旺地区(原路旺镇)自20世纪80年代以来形成了大规模废塑料处理再生产业, 且以家庭小作坊为主, 2010年有2000余家民营企业, 从业者达3万余人(贾洪鑫, 2010), 占山东全省塑料处理产业的50%、全国的10%.废塑料处理再生企业通过对塑料进行分类、清洗、破碎、熔化、造粒, 从而实现对废旧塑料的再利用.根据地方政府公告与现场调查, 该地废塑料处理产业于2017年被全面关停, 在过去一年内无新增污染源.珍珠河全长约20 km(图 1), 发源于夏邱镇留驾水库, 向西北注入渤海.沙河镇段约18 km, 其中, 塑料产业集中的路旺段约6 km, 河道宽约20~40 m, 深约2 m.自上游水库截流后, 近10年来不存在永久性流水, 河道低洼处有降水汇集而成的水洼.河道中杂草覆盖茂密, 有葎草(Humulus scandens (Lour.) Merr.)等.
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| 图 1 研究区地理位置与取样点分布图 Fig. 1 Location of studying area and sampling sites |
基于该区域河流水文特点, 采用专业判断布点法, 于2018年8月, 沿珍珠河河道路旺段6 km及其上下游各1 km布置26个取样点, 各点间隔约250 m, 使用铁锹采集表层0~10 cm沉积物样品.其中8个取样点在取表层沉积物的基础上, 同时取10~30 cm深层沉积物样品.另在研究区河道上游约5 km处取1个表层样品作为背景对照点, 合计35个样品.采样点设置在河道低洼处, 并避开河道拐弯等水动力环境剧烈变化部位, 具体分布见图 1.样品置于带聚四氟乙烯盖子的玻璃瓶中于4 ℃冷藏保存, 所有实验分析在取样后10 d内完成.
在取样过程中, 沿河道探查并描述含塑料碎片的河段, 使用铁锹与洛阳铲钻取土芯并记录各层塑料含量、沉积物质地等信息, 共布置46个观察点(含取样点), 各观察点间隔约150 m.野外探查显示(图 2), 河道沉积物中含有大量塑料碎片或颗粒, 含量从5%~40%不等.根据沉积物中废塑料含量、形态等特点可判断, 除径流、排污使废塑料进入沉积物中外, 还有人为倾倒成因.由于原排污口因环境整治被封堵, 无法判断排污口与废塑料含量之间有无空间关联.
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| 图 2 表层沉积物中可见塑料碎片 (a.干涸河道表面塑料碎片；b.剖面上塑料碎片层) Fig. 2 Plastic debris in surface sediment (a. Plastic debris in the surface of dry river; b. Plastic layer in profile) |
PAEs的实验分析由澳实分析检测(上海)有限公司完成.前处理过程依据EPA 3545(USEPA, 1996), 采用快速溶剂萃取(加压流体萃取)完成；仪器分析依据EPA 8270E Rev.6(USEPA, 2018a), 采用气相色谱质谱联用法完成.实验过程中添加苯酚-d6、2-氟苯酚、2, 4, 6-三溴苯酚、硝基苯-d5、2-氟联苯、4′4-三联苯-d14 6种替代物监控整个分析过程与回收率, 每个样品均进行替代物加标检测, 并且要求替代物加标的回收率控制在40%~150%.
在取样过程中, 全程避免接触塑料制品, 使用铁锹及玻璃瓶取样, 以保证没有其它来源的PAEs影响.在实验分析过程中, 为保证数据可靠性, 在35个样品测试中, 加3个平行样、3个方法空白及3个实验室加标控制样进行质量控制.3个平行样品PAEs含量相对偏差均为0.00%, 显示实验数据具有良好的可重复性；3个方法空白中各类PAEs含量均未超出检出限, 可见整个实验流程对目标物没有人为因素影响；实验室控制样品加标浓度为0.25 mg · kg-1, 回收控制限在50%~130%, 质控样的结果与标准值之差小于20%, 满足质量控制要求, 数据质量可靠.
2.4 评价标准与方法 2.4.1 污染水平评价标准目前我国尚无针对河道沉积物的具体标准, 根据参考文献(杨朝云等, 2008; 杨奕等, 2016), 人们大多参考《土壤环境质量标准》(GB15618—1995)(该标准目前已被《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB15618—2018)所取代), 或者是区域土壤背景值或《海洋沉积物质量》(GB 18668—2002), 或考虑湖泊沉积物清挖上来的最终处置方法或去向, 可借鉴《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB36600—2018)、《农用污泥污染物控制标准》(GB 4284—2018)等.但在上述标准中, 仅《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB36600—2018)中给出了BBP、DnOP、DEHP 3种PAEs的筛选值与管制值(表 1).由于国内缺乏DMP、DEP、DBP的具体限值及PAEs在农用地、生活用地中的标准限值, 故借鉴美国EPA推荐的土壤中PAEs的控制与治理标准进行评价(表 1).
| 表 1 PAEs评价标准 (Wang et al., 2013a) Table 1 The evaluate standard of PAEs USEPA |
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国内外对PAEs在沉积物/土壤中的生态风险评价尚无统一标准, 有学者以风险评价低值(ERL)来评价沉积物中PAEs的生态风险, 例如, van Wezel等(2000)指出, 沉积物或土壤中DBP和DEHP的ERL分别为0.7 mg · kg-1和1 mg · kg-1, 我国国家海洋局推荐使用美国华盛顿州规定的ERL, 即PAEs各组分均为0.61 mg · kg-1(赵转军等, 2018).刘长(2012)、李婷(2014)、王昱文等(2016a)使用风险商值(RQ)法, 计算测定环境浓度(MEC)与预测无影响浓度(PNEC)的比值来进行有机污染物的生态风险评价.
考虑到该地无永久性流水, 以及部分沉积物暴露于地表会对陆生动植物造成影响, 需同时考虑水环境与陆地土壤环境.USEPA针对土壤及沉积物中有机物的生态风险评价(USEPA, 2018b), 提出了生态风险筛选值(ESV)用于对水生生物和直接接触土壤而非水环境的植物、土壤无脊椎动物、鸟类及哺乳类等野生动物进行受体分析(RA), 并给出了6种PAEs在土壤与淡水沉积物中的筛选值(表 2).
| 表 2 USEPA建议的PAEs在土壤与淡水沉积物中的筛选值 Table 2 The screening values for soil and freshwater sediments recommended by USEPA |
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本研究使用RQ法(式(1))进行风险表征(USEPA, 2007), 通过计算PAEs的RQ来进行生态风险评价.暴露环境浓度(EEC)为本研究实测浓度, 效果浓度(EL)可采用半致死效应浓度(LC50)、无观察效应浓度(NOEC)、最低观察效应浓度(LOEC).其中, LC50、LD50用于评估短期生态风险, 而NOEC或LOEC用于评估长期生态风险.本研究使用NOEC作为毒性EL, 即表 2中给出的土壤筛选值作为EL进行长期生态风险评价(USEPA提出的ESV即为Los Alamos国家实验室所测量的NOEC(LANL, 2017)).
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(1) |
将计算所得的RQ与USEPA推荐的关注水平(LOC)(USEPA, 2007)进行比较, 从而判断该地区生态风险.EPA针对鸟类、陆生哺乳动物、水生动物、陆生-半水生植物、水生植物进行长期生态风险评价使用的LOC均为1, 即当RQ>1时, 认为该地PAEs污染水平存在长期生态风险；当RQ < 1时, 认为该地无长期生态风险.
若该地恢复水环境, 则以表 2中淡水沉积物的ESV与RSV作为EL, 再通过RQ法进行生态风险评价, 评价对水生动植物造成的影响.其中, ESV作为生态筛选值, 其值基于敏感的生态毒性影响数据, 在考虑直接毒性的基础上同时考量生物富集效应, 选用最低保护值作为ESV的值, 用于初步暴露估计和风险评价, 并提供保守的风险评估.RSV则在ESV的基础上, 考虑了背景浓度、暴露频率、多种污染物共同影响、特征污染物检出率等, 若以ESV作为EL计算的RQ>1, 还应该使用RSV作为EL进一步计算, 从而进行长期生态风险评价.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 表层沉积物PAEs污染水平由表 3可知, 26个表层沉积物样品中6种PAEs的总含量(∑6PAEs)为nd~39.36 mg · kg-1, 均值为10.42 mg · kg-1.6种PAEs中检出最多的为DEHP, 检出率为76.9%, 超标率为46.1%, 含量为nd~35.90 mg · kg-1, 均值为9.46 mg · kg-1.且DEHP作为PAEs的最主要种类, 平均占到∑6PAEs的90.8%.其次最多的为DBP, 检出率为65.4%, 超标率为65.4%, 含量为nd~3.43 mg · kg-1, 均值为0.61 mg · kg-1, 平均占到∑6PAEs的5.87%.DMP、BBP、DnOP均有检出, 但检出率与超标率均较低, DEP未检出.
| 表 3 表层沉积物中PAEs含量 Table 3 The concentration of PAEs in surface sediment |
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与其它研究沉积物中∑PAEs含量(表 4)相比, 本研究的∑6PAEs含量水平普遍高于一般河流沉积物, DEHP平均值普遍高出2~6倍, 比城区沉积物或土壤中PAEs污染水平低1个数量级, 与王昱文等(2016a)在河北省某塑料处置地沉积物中所测得的PAEs含量处于同一水平, 说明废塑料处理再生产业能造成大量PAEs污染.与其它研究农业用地土壤中PAEs含量相比(表 4), 本研究沉积物中PAEs含量普遍高出1个数量级, 与废塑料处置地土壤相比, 本研究沉积物中PAEs含量高出2~3倍.与沈阳城区河道沉积物PAEs含量相比, 本研究沉积物PAEs含量水平较之低1个数量级, 主要是由于研究区工业规模、生产状态、河流水文条件与取样点布设方法存在很大差异.此外, 所有研究均显示DEHP作为PAEs最主要的贡献者而普遍检出, 其次为DBP, 这与二者是塑料制品生产中最广泛添加的增塑剂有关(Xia et al., 2011), 也与DBP、DEHP分子量较大、水溶性低、难生物降解有关(赵转军等, 2018).
| 表 4 文献中不同地区沉积物及土壤中PAEs含量 Table 4 The content of PAEs in sediments and soils in different regions from literatures |
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为得到底层沉积物PAEs污染水平, 评估PAEs在表层与底层沉积物中的含量差异, 其中8个点(图 1)在取河道表层沉积物样品的基础上, 同时采集10~30 cm深度底层沉积物样品.
由表 5可知, 8个底层沉积物样品中6种PAEs的总含量(∑6PAEs)为nd~97.11 mg · kg-1, 均值和中位数分别为21.64和16.30 mg · kg-1.6种PAEs中检出最多的为DEHP和DBP, 其中, DEHP检出率为62.5%, 超标率为62.5%, 含量为nd~93.9 mg · kg-1, 均值为20.4 mg · kg-1, DEHP作为PAEs中最主要的种类, 平均占到∑6PAEs的94.1%.DBP检出率为62.5%, 超标率为62.5%, 含量为nd~1.43 mg · kg-1, 均值为0.63 mg · kg-1, 平均占到∑6PAEs的2.91%.DMP、DnOP均有检出, 但检出率与超标率均较低, DEP与BBP未检出.
| 表 5 底层沉积物中PAEs含量 Table 5 The concentration of PAEs in bottom sediment |
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对比底层沉积物(表 5)与表层沉积物(表 3)PAEs检出率、超标率、贡献率发现, 底层沉积物中DnOP与DEHP的检出率、超标率、贡献率均高于表层沉积物, 而DMP、DBP、BBP则低于表层沉积物, 这显示DnOP与DEHP相较DMP、DBP、BBP更易停留在沉积物中而非向大气、植物、水中迁移.这与DnOP、DEHP相较之下具有较大的分子量、较低的溶解度、较大的辛醇-水分配系数(Kow)、较低的蒸汽压(Pv)有关.
S-03号点取样位置尚未进入塑料生产区内, 处于塑料生产区的上游, 故其表层与底层沉积物中未检出PAEs.对比7组5种PAEs与∑6PAEs数据(图 3)发现, 在所检出的PAEs种类上, 表层沉积物中检出DMP、DBP、BBP、DnOP、DEHP 5种PAEs, 而底层沉积物中只检出DMP、DBP、DnOP、DEHP 4种PAEs, 在表层沉积物中检出的BBP在底层中未检出.在各PAEs检出率上, 表层沉积物中DMP、DBP、BBP、DEHP 4种PAEs的检出率高于底层, 而DnOP的检出率则低于底层沉积物.在各PAEs的含量上, 表层沉积物的PAEs含量高于底层沉积物, 但也存在部分点位, 表层DMP含量低于底层(S-21), 表层DEHP含量低于底层(S-13), 表层未检出DnOP但在底层中检出(S-13、S-18).
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| 图 3 各取样点表底层PAEs含量差异 (S:表层；B:底层) Fig. 3 The difference of PAEs concentration on each sampling site (S: surface; B: bottom) |
总的来看, 本研究检测的6种PAEs表层含量高于底层, PAEs主要分布于表层0~10 cm范围内.但部分点位(S-12、S-13)显示, 表层∑6PAEs含量低于底层, 与不同沉积年份PAEs输入量及非永久性流水致使表层PAEs在沉积物-水环境中重新分配致使表层PAEs含量降低有关.此外, PAEs在表层与底层中的分布还会受到地形地势的影响, 地势较高点位受河道间歇性流水影响弱, PAEs不易从表层沉积物进入到水相中；而地势较低点位表层沉积物中的PAEs则更易随水流失, 从而造成这种差异.
比照他人研究成果, Liu等(2010)通过在江汉平原建立从地表到潜水面的PAEs剖面发现, DEP集中在表层0~10 cm深度内, 而DnBP、DiBP、DEHP含量在0~30 cm范围内随深度递减.Wang等(2013b)在三江流域建立的4个土壤PAEs剖面发现, 自然湿地中0~30 cm深度内PAEs含量随深度递减, 农田中0~30 cm深度内PAEs含量随深度递增.He等(2015)指出, PAEs垂向分布特征受物理、化学、微生物及土地利用类型、农作物类型、表层PAEs含量水平、PAEs种类差异等多种因素影响.Liu等(2010)与Wang等(2013b)得出的结论与本研究基本保持一致, 即在无因农业活动等人为因素翻动表层与深层土壤/沉积物的自然情况下, 在0~30 cm深度范围内, 各类PAEs含量随深度递减；但沉积物更易受到流水影响致使局部点位表层沉积物中PAEs含量下降, 导致底层PAEs高于表层.
3.3 表层沉积物中PAEs的空间分布特征以美国EPA规定的DEHP控制限值(4.35 mg · kg-1)为参考, 根据研究区河道沉积物样品中DEHP测定结果及野外勘察结果, 使用ArcGIS反距离插值法, 绘制河道沉积物DEHP污染分布(图 4a).同时, 根据野外资料, 使用ArcGIS反距离插值法, 绘制河道塑料含量分布(图 4b).塑料含量 < 5%时, 认为河道沉积物中不含塑料或含极少量塑料；5% < 塑料含量 < 20%时, 认为河道沉积物中含有塑料；塑料含量>20%时, 认为河道沉积物中含有大量塑料.在空间分布特征上, DEHP主要表现为以下特征.
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| 图 4 河道沉积物DEHP (a)和塑料(b)含量分布 (箭头指示河流流向) Fig. 4 Distribution of DEHP(a) and plastic(b) in river sediment (The arrow indicates river flow) |
DEHP受废塑料再生处理产业空间布局影响较大.研究区上游约5 km的背景样品显示当地PAEs自然背景值为零, 在没有废塑料再生处理产业的上游河段(匡郑张家村、匡郑赵家村所在河段), DEHP未检出或未超出EPA控制标准, 所检出的PAEs可能与农用地膜所造成的面源污染有关.下游河段(路旺段)DEHP含量远高于上游河段, 与废塑料处理产业空间分布上具有一致性.在下游约1 km后(湾头村以后), DEHP含量逐渐降低.
DEHP含量与沉积物中塑料含量多少有直接关系.对比图 4a与图 4b发现, 从上游至下游, DEHP含量的4个峰值区与河道沉积物中塑料含量峰值区存在良好的对应关系.但二者峰值在空间上并不完全一致, DEHP峰值较塑料含量峰值滞后, 且在塑料含量峰值区下游一定距离内DEHP含量异常升高, 具有“拖尾”效应.这与河道的非永久性流水有关, 流水致使废塑料中的DEHP进入水环境重新分配, 并在下游进入到沉积物中停留.
DEHP分布具有空间局限性与较大的空间变异性, 即使在河道中游废塑料再生产业集中区域, 也有部分河段有较低的DEHP含量, 显示PAEs的迁移能力较弱, 污染具有局限性.同时, 河道中游的沉积物中塑料含量同样存在低值区, 可能与塑料垃圾倾倒, 以及上游水库截流、河水水动力弱有关.
综上所述, 河道沉积物中DEHP空间分布与河道沉积物废塑料含量、废塑料处理产业空间布局及河道水动力条件密切相关, DEHP含量与废塑料含量具有相关性, 且DEHP表现出空间局限性, 除了与沉积物中废塑料分布的局限性有关外, 也与DEHP具有分子量高(390.6 g · mol-1)、辛醇-水分配系数较大(logKow=7.73)、水溶性较低(0.27 mg · L-1)的理化性质有关(Net et al., 2015a), 从而使其活动性较差, 不易在环境中迁移有关.
3.4 生态风险评价结果利用2.4.3节所建立的商值法, 使用全部34个表层与底层样品的各PAEs数据计算6类PAEs的RQ值(表 6).由表 6可知, 除未检出的DEP外, 其它PAEs均具有一定的生态风险.从平均值来看, DMP、BBP、DnOP不具有长期生态风险, 而DBP与DEHP具有长期生态风险, DBP对于土壤无脊椎动物与鸟类, 以及DEHP对于土壤无脊椎类、哺乳类、鸟类的生态风险处于不可接受水平(EQ>1).且DBP对于鸟类的RQ值为56, DEHP对于哺乳类的RQ值为20, 对于鸟类的RQ值为601, 具有极高的生态风险.从最大值来看, DMP、DBP、BBP、DnOP、DEHP的生态风险均处于不可接受水平, 说明部分点位DMP、BBP、DnOP可能存在长期生态风险.综合来看, DBP与DEHP具有不可接受的生态风险.
| 表 6 6类PAEs的RQ值 Table 6 The RQ value of PAEs |
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若该地恢复水环境, 以现有的PAEs污染水平, 针对淡水沉积物的ESV与RSV计算的RQ显示(表 6), DMP、DEP、BBP的生态风险处于可接受范围内, 而DBP、DEP、DEHP具有不可接受的生态风险, 其中, DEHP具有较高的生态风险.
PAEs并不属于持久性有机污染物, 在环境中较易降解, 存在光降解、水解、微生物降解等途径.其中, 光解、水解过程较为微弱, 微生物降解作为主要途径, 降解速率受到土壤类型、温度、pH、有机碳含量、降解菌种类、含氧量等多种因素影响, 具有较宽的变化范围.不同研究指出, DEHP在沉积物与土壤中受微生物降解作用影响的半衰期为14、30~90、135 d不等, DBP的半衰期约在8~28 d之间(Net et al., 2015b).在只进行一次采样, 缺乏长时间动态观测的情况下, 较难对该地未来的PAEs污染水平进行估算, 以及对长期生态风险做出准确评价.但由于此地较高的PAEs污染水平, 仍可认为该地在未来几年的时间内存在不容忽视的生态风险.
4 结论(Conclusions)1) 对照当地自然区域PAEs背景值与USEPA控制标准发现, 珍珠河河道沉积物中PAEs污染较为严重, ∑6PAEs含量为nd~39.36 mg · kg-1, 平均值为10.42 mg · kg-1.其中, DEHP是最主要的单体, 含量为nd~35.90 mg · kg-1, 平均值为9.46 mg · kg-1, 平均占∑6PAEs的90.8%.研究区沉积物中PAEs含量与国内其它塑料处置地处于同一水平, 较国内外其它水体沉积物中PAEs含量高出1个数量级.
2) 在无人为扰动的情况下, 在0~30 cm深度范围内, 各类PAEs含量随深度递减.受理化性质影响, DEHP与DnOP相较DMP、DBP、BBP更易停留在沉积物中.受地形地势影响, 局部点位表层PAEs含量低于底层.
3) 河道沉积物中DEHP空间分布与河道沉积物废塑料含量、废塑料处理产业空间布局及河道水动力条件密切相关, DEHP含量与废塑料含量具有相关性.DEHP表现出空间局限性, 与沉积物中废塑料分布的局限性及DEHP理化性质有关.
4) 珍珠河河道具有较大的长期生态风险, 需要进行相关管控与治理工作, 生态风险主要由DBP与DEHP造成.
Do R P, Stahlhut R W, Ponzi D, et al. 2012. Non-monotonic dose effects of in utero exposure to di(2-ethylhexyl) phthalate (DEHP) on testicular and serum testosterone and anogenital distance in male mouse fetuses[J]. Reproductive Toxicology, 34(4): 614–621.
DOI:10.1016/j.reprotox.2012.09.006
|
董磊, 汤显强, 林莉, 等. 2018. 长江武汉段丰水期水体和沉积物中多环芳烃及邻苯二甲酸酯类有机污染物污染特征及来源分析[J]. 环境科学, 2018, 39(6): 2588–2599.
|
He L, Gielen G, Bolan N S, et al. 2015. Contamination and remediation of phthalic acid esters in agricultural soils in China:A review[J]. Agronomy for Sustainable Development, 35(2): 519–534.
DOI:10.1007/s13593-014-0270-1
|
胡冠九, 朱冰清, 高占啟, 等. 2018. 太滆运河表层沉积物中的酞酸酯类增塑剂和溴系、有机磷系阻燃剂残留特征初探[J]. 环境监控与预警, 2018, 10(4): 1–7.
DOI:10.3969/j.issn.1674-6732.2018.04.001 |
胡雄星, 韩中豪. 2011. 苏州河表层沉积物中邻苯二甲酸酯的分布特征及风险评价[J]. 环境监测管理与技术, 2011, 26(S1): 49–52.
|
贾洪鑫. 2010. 莱州市塑料再生产业发展浅析[J]. 再生资源与循环经济, 2010, 3(4): 29–31.
DOI:10.3969/j.issn.1674-0912.2010.04.008 |
Kaewlaoyoong A, Vu C T, Lin C, et al. 2018. Occurrence of phthalate esters around the major plastic industrial area in southern Taiwan[J]. Environmental Earth Sciences, 77(12).
DOI:10.1007/s12665-018-7655-4
|
Li Q, Xu X, Fang Y, et al. 2018. The temporal changes of the concentration level of typical toxic organics in the river sediments around Beijing[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 12(6).
DOI:10.1007/s11783-018-1054-7
|
Li X, Yin P, Zhao L. 2016. Phthalate esters in water and surface sediments of the Pearl River Estuary:distribution, ecological, and human health risks[J]. Environmental Science and Pollution Research, 23(19): 19341–19349.
DOI:10.1007/s11356-016-7143-x
|
李彬, 吴山, 梁金明, 等. 2015. 中山市农业区域土壤-农产品中邻苯二甲酸酯(PAEs)污染特征[J]. 环境科学, 2015, 36(6): 2283–2291.
|
李婷.2014.珠江河口水体和沉积物中6种邻苯二甲酸酯污染及初步风险评价[D].广州: 暨南大学.66
http://cdmd.cnki.com.cn/article/cdmd-10559-1015001801.htm |
林佳露.2017.天然水中邻苯二甲酸酯类检测分析及DEHP光降解研究[D].温州: 温州大学.58
http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10351-1017274995.htm |
刘长.2012.大辽河口典型酚类内分泌干扰物的分布特征和生态风险评价[D].青岛: 中国海洋大学.74
http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10423-1012504231.htm |
Liu H, Liang H, Liang Y, et al. 2010. Distribution of phthalate esters in alluvial sediment:A case study at Jiang Han Plain, Central China[J]. Chemosphere, 78(4): 382–388.
DOI:10.1016/j.chemosphere.2009.11.009
|
Los Alamos National Laboratory (LANL).2017.ECORISK Database Release 4.1. September 2017[OL].2018-10-02.http://www.lanl.gov/environment/protection/eco-risk-assessment.php
|
马思萍.2017.典型废塑料集散地土壤质量现状调查及综合损益研究[D].南京: 南京师范大学.69
http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10319-1017282233.htm |
Ma T T, Wu L H, Chen L, et al. 2015. Phthalate esters contamination in soils and vegetables of plastic film greenhouses of suburb Nanjing, China and the potential human health risk[J]. Environmental Science and Pollution Research, 22(16): 12018–12028.
DOI:10.1007/s11356-015-4401-2
|
Net S, Delmont A, Sempéré R, et al. 2015a. Reliable quantification of phthalates in environmental matrices (air, water, sludge, sediment and soil):A review[J]. Science of the Total Environment, 515-516: 162–180.
DOI:10.1016/j.scitotenv.2015.02.013
|
Net S, Sempere R, Delmont A, et al. 2015b. Occurrence, fate, behavior and ecotoxicological state of phthalates in different environmental matrices[J]. Environmental Science and Technology, 49(7): 4019–4035.
DOI:10.1021/es505233b
|
Ramzi A, Gireeshkumar T R, Habeeb Rahman K, et al. 2018. Distribution and contamination status of phthalic acid esters in the sediments of a tropical monsoonal estuary, Cochin-India[J]. Chemosphere, 210: 232–238.
DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.06.182
|
Selvaraj K K, Sundaramoorthy G, Ravichandran P K, et al. 2015. Phthalate esters in water and sediments of the Kaveri River, India:environmental levels and ecotoxicological evaluations[J]. Environmental Geochemistry and Health, 37(1): 83–96.
DOI:10.1007/s10653-014-9632-5
|
Sun J, Huang J, Zhang A, et al. 2013. Occurrence of phthalate esters in sediments in Qiantang River, China and inference with urbanization and river flow regime[J]. Journal of Hazardous Materials, 248-249: 142–149.
DOI:10.1016/j.jhazmat.2012.12.057
|
USEPA.2014.Priority Pollutant List[OL].2018-10-02. https://www.epa.gov/eg/toxic-and-priority-pollutants-under-clean-water-act
|
USEPA.1996.Method 3545 Pressurized Fluid Extraction(PFE)[OL].2018-12-24. http://www.caslab.com/EPA-Method-3545
|
USEPA.2018a.Semi volatile Organic Compounds by Gas Chromatography/Mass Spectrometry.method 8270E Rev.6[OL].2018-09-03.https://www.epa.gov/sites/production/files/2017-04/documents/method_8260d_update_vi_final_03-13-2017_0.pdf
|
USEPA.2018b.Region 4 Ecological Risk Assessment Supplemental Guidance[OL].2018-10-07. https://www.epa.gov/risk/region-4-risk-assessment-contacts
|
USEPA.2007.Risk Quotient Method and LOCs- Risks of Metolachlor Use to Federally Listed Endangered Barton Springs Salamander[OL].2018-10-07. https://www.epa.gov/pesticide-science-and-assessing-pesticide-risks/technical-overview-ecological-risk-assessment-risk
|
van Wezel A P, van Vlaardingen P, Posthumus R, et al. 2000. Environmental risk limits for two phthalates, with special emphasis on endocrine disruptive properties[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 46(3): 305–321.
DOI:10.1006/eesa.2000.1930
|
Wang J, Bo L, Li L, et al. 2014. Occurrence of phthalate esters in river sediments in areas with different land use patterns[J]. Science of the Total Environment, 500-501: 113–119.
DOI:10.1016/j.scitotenv.2014.08.092
|
Wang J, Luo Y, Teng Y, et al. 2013a. Soil contamination by phthalate esters in Chinese intensive vegetable production systems with different modes of use of plastic film[J]. Environmental Pollution, 180: 265–273.
DOI:10.1016/j.envpol.2013.05.036
|
Wang X, Lin Q, Wang J, et al. 2013b. Effect of wetland reclamation and tillage conversion on accumulation and distribution of phthalate esters residues in soils[J]. Ecological Engineering, 51: 10–15.
DOI:10.1016/j.ecoleng.2012.12.079
|
王昱文, 曾甯, 柴淼, 等. 2016a. 废旧塑料处置地沉积物中邻苯二甲酸酯污染特征及其生态风险[J]. 环境科学研究, 2016a, 29(4): 558–565.
|
王昱文, 柴淼, 曾甯, 等. 2016b. 典型废旧塑料处置地土壤中邻苯二甲酸酯污染特征及健康风险[J]. 环境化学, 2016b, 35(2): 364–372.
|
Xia X, Yang L, Bu Q, et al. 2011. Levels, distribution, and health risk of phthalate esters in urban soils of Beijing, China[J]. Journal of Environment Quality, 40(5): 1643.
DOI:10.2134/jeq2011.0032
|
杨朝云, 杨晓刚.2008.湖泊底泥的监测与评价分析[C].2008年水生态监测与分析学术论坛.沈阳: 5
http://cpfd.cnki.com.cn/Article/CPFDTOTAL-SLSW200812001012.htm |
杨奕, 马荣林, 张固成, 等. 2016. 海口城市水体底泥中重金属含量分布、形态特征及环境质量评价[J]. 生态科学, 2016, 35(1): 179–188.
|
张学红, 张瑞, 李兰英, 等. 2013. 邻苯二甲酸酯对雄性生殖系统的影响[J]. 癌变·畸变·突变, 2013, 25(4): 324–327.
DOI:10.3969/j.issn.1004-616x.2013.04.018 |
赵转军, 杨艳艳, 王海燕, 等. 2018. 沉积物中邻苯二甲酸酯类物质的分析方法及污染特征研究进展[J]. 环境工程技术学报, 2018, 8(1): 39–50.
|
周文敏, 傅德黔, 孙宗光. 1990. 水中优先控制污染物黑名单[J]. 中国环境监测, 1990(4): 1–3.
|
朱敏, 张弛, 康嘉玲, 等. 2013. 邻苯二甲酸酯的毒性及其降解研究[J]. 环境科学与技术, 2013(S2): 443–447.
|