黄洁钰,任 敏,赵高峰，王晓燕

(1：首都师范大学资源环境与旅游学院，北京 100048) (2：水利部信息中心，北京100053)

氯苯甲醚类化合物(chloroanisoles，CAs)是由不同个数氯取代茴香醚苯环上的氢而形成的，共包含19种化合物，按氯取代个数可分为一氯苯甲醚(chloroanisole，CA)、二氯苯甲醚(dichloroanisole，DCA)、三氯苯甲醚(trichloroanisole，TCA)、四氯苯甲醚(tetrachloroanisole，TeCA)和五氯苯甲醚(pentachloroanisole，PCA)[1]. 例如葡萄酒和饮用水中普遍存在和亟待去除的嗅味物质(如2,4,6-TCA)，以及具有远距离迁移属性的持久性有机物PCA. 环境中CAs主要来自于氯酚类化合物(chlorophenols，CPs)及其他与CAs结构相似的氯代烃(如六氯苯、林丹和五氯硝基苯等)[1]. 特别是五氯酚(PCP)曾被长期作为灭藻剂、杀虫剂、杀菌剂、除草剂和木材防腐剂等被施放到环境中[2-3].

目前，PCP与PCA已被斯德哥尔摩公约列为优先控制的持久性有机污染物，其具有持久性、难降解和可远距离迁移的特点. 实地条件下PCP会发生甲基化作用形成PCA，并且PCP和PCA都会渗入到沉积物中并累积[3-4]；二者均有肝毒性、致癌性、免疫毒性、神经毒性和生殖毒性[3]，易沿食物链富集，在脂肪等生物组织中积累[5]，最终可能会对水生生态和人类健康造成危害[3,6]. 在地表水、沉积物、水生生物、松针、土壤、空气中均能检测到PCA[2,7-8]，由于存在较大毒性，PCA环境风险较其他CAs更受到研究者的重视. 环境中的PCP会转化为氯化程度较低的CPs和CAs，如一氯苯酚、二氯苯酚、三氯苯酚、四氯苯酚、TeCA和PCA[9-10]. 由于缺乏已知的人为来源，通常认为PCP的微生物甲基化是环境中PCA的唯一来源[3,8]. 而在有氧环境下，真菌可以将CPs甲基化为CAs[10-11]；另有研究表明，在厌氧条件下，PCA会经过脱甲基作用形成PCP[12]. 另外，饮用水消毒过程也会产生CAs. 2-CA、4-CA、2,4-DCA、2,6-DCA、2,3,6-TCA和2,3,4,6-TeCA等具有土霉味，是影响葡萄酒质量、引起饮用水嗅味事件和造成空气嗅味污染的物质. CAs研究主要集中于葡萄酒[13-15]、饮用水[16-18]和空气[5,19-20]中的污染，而对于水环境中的CAs研究较为欠缺.

湖泊是地表水体的重要组成部分，在供水、调蓄、渔业、旅游和维持生态系统多样性及物质循环等方面具有重要意义，同时湖泊还是许多有毒有害物质的重要蓄积库及二次污染源[5,19-20]. 洞庭湖处于湖南省北部长江中游荆江南岸，是我国第二大淡水湖[21]，也曾是血吸虫重要的滋生繁殖地，历史上血吸虫病流行的重灾区[22]. 自1950s开始，我国大量使用PCP来遏制洞庭湖区血吸虫病传播，谭大等[23]报道2003年湖南是我国钉螺面积最大的省份，环洞庭湖区的岳阳、常德和益阳是全国四大PCP消费城市；益阳市血吸虫病流行村个数占湖南省的28%，PCP消费量占全国消费量的9.89%. 益阳市南县是历史上典型的血吸虫病疫区，洞庭湖支流澧水、藕池河和沱江流经南县汇入洞庭湖. 目前，该区域的PCP浓度接近我国《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)对PCP的标准限值，其潜在的污染风险不可忽视[10]. PCP的施放对水生环境与人类健康危害极大，现虽已停用但其影响仍在持续，目前已经受到了国内学者的关注[10,24-25]，而对于其降解转化造成的CAs污染却鲜有研究.

本研究以南县澧水、藕池河、沱江和内河为研究区，运用气相色谱-质谱联用仪(gas chromatography-mass spectrometer，GC-MS)技术测定分析研究区表层水与沉积物CAs的赋存状况，讨论空间分布特征及区域CAs的污染风险，以期为保护当地居民用水安全、维护洞庭湖水域生态健康与安全提供科学依据.

1 材料与方法

1.1 研究区和样品采集

湖南省益阳市南县是典型的血吸虫病湖沼型流行区，为湖南省6个血吸虫病重度流行县之一，茅草街镇处在湘、资、沅、澧、赤磊洪道、藕池西支和沱江这七大水系交汇处，澧水、藕池河和沱江是位于该区的主要洞庭湖支流. 该区属亚热带季风湿润气候区，年平均温度16～18℃，多年平均降水量1200～1600 mm[26]. 澧水发源于湖南省桑植县杉木界，流域内降水量年内变化大，暴雨径流量大，山高坡陡，河谷深切，广大中下游区植被稀少，荒山迹地，生态效益低下，是湖南省水土流失严重地区之一[26-27]. 藕池河由长江藕池口发源，分化为东中西三支，河道淤塞萎缩快，行洪能力差；断流时间长，两岸用水矛盾突出[28]. 沱江属季节性河流，每年只有6-8月涨水时才能通航，10月至翌年4月份基本断流，河泥沙淤积严重.

图1 采样点位置Fig.1 Location of sampling sites

样品采集于2016年11月(枯水期)，在洞庭湖的3条支流和内河布设了45个采样点(图1)，其中，澧水(LS)布设12个采样点，藕池河(OCH)11个采样点，沱江(TJ)19个采样点，内河(NH)3个采样点. 每个采样点取水面以下5 cm处水样400 mL，采集表层0～5 cm的沉积物400 g，每个采样点采集样品后均放入装有冰块的保温箱中快速运回实验室. 水样使用0.45 μm微孔滤膜过滤，除去藻类和细菌，使水样更稳定，放入4℃的冷藏室进行保存.

1.2 试剂与仪器

甲醇、正己烷、丙酮均为农残级(J.T.Baker公司，USA)；氯化钠为分析纯(国药集团化学试剂有限公司)，使用前置于400℃的马弗炉中2 h，然后放于干燥器中密闭保存、备用；无水硫酸钠为分析纯(国药集团化学试剂有限公司，使用前置于600℃的马弗炉中6 h，然后放于干燥器中密闭保存、备用)；超纯水(经MILLIQ系统纯化，电阻率为18.2 MΩ·cm)；12种CAs标准品(纯度≥98%，Dr.Ehrenstorfer公司，Germany)；萃取头(85 μm羧乙基/聚二甲基硅氧烷，Supelco公司，USA)；硅藻(Agilent公司，USA)；活化硅胶(Merck，Darmstadt，Germany，使用前置于550℃的马弗炉中6 h，然后于干燥器中密闭保存、备用).

马弗炉(余姚市亚星仪器表有限公司)；PC-420D-数字型磁力加热搅拌装置(Corning公司，USA)；15 mL固相微萃取专用样品瓶(Supelco公司，USA)；气相色谱-质谱仪(6890GC/5975MS，Agilent公司，USA)；色谱柱DB-5MS(30 m×250 μm×0.25 μm，Agilent公司，USA)，加速溶剂萃取仪(300，DIONEX，USA)；旋转浓缩仪(LABOROTA 4000，Heidolph公司，Germany)；冷冻干燥机(Alpha 2-4，Christ公司，Germany)；氮吹仪(N-EVAP-12，Organomation 公司，USA).

1.3 样品预处理

取10 mL地表水样品，用磁力搅拌装置进行升温，转速为1150 r/min. 待水浴温度达到恒定80℃时，用顶空固相微萃取法进行萃取，萃取时间为40 min，设置搅拌速度1150 r/min. 萃取后立即转移至气相色谱-质谱仪检测.

每个沉积物称重0.3 kg，除去大的颗粒物和植物后，经冷冻干燥处理，研磨过200目筛备用. 准确称取10 g 过筛沉积物样品和足量硅藻到加速溶剂萃取仪进行萃取，萃取溶剂为正己烷和丙酮(1∶1，V/V). 萃取完成后，于旋转浓缩仪中旋转蒸发至3～5 mL，过活化硅胶小柱，用20 mL正己烷洗脱，洗脱液旋转蒸发至3～5 mL，用氮吹仪氮吹至近干，用甲醇清洗定容后待GC-MS检测.

1.4 GC-MS测定

气相色谱-质谱仪采取无分流进样方式，使用DB-5MS毛细管柱，载气为氦气；恒流1.5 mL/min；进样时间：2 min；进样口温度：300℃；检测器温度：280℃；程序升温：初始温度50℃，保持1 min，5℃/min升温至180℃，保持1 min，20℃/min升温至285℃. 采用SIM模式下无分流进样方式进行检测，电子轰击源(EI)；电子能量为70 eV；离子源温度为230℃；传输杆温度为250℃；溶剂延迟：9 min；总离子扫描(TIC)质量数范围为：90～300 m/z；扫描时间为9.0～33.25 min.

1.5 质量保证与控制

排除背景干扰：玻璃器皿依次用洗漆剂、重铬酸钾洗液浸泡，用自来水、去离子水漂洗，再用供箱烘干，使用前分别用甲醇、丙酮、二氯甲烷润洗. 每10个样品添加一个溶剂空白和程序空白，避免背景污染.

标准曲线与检出限：运用外标法定量，水样标准曲线质量浓度梯度为1、5、10、20和50 ng/L，沉积物标准曲线含量梯度为5、10、62.5、125、250、500和1000 ng/g. 样品的最低检测限(LOD)以3倍信噪比(S/N)计算得到[29]，水样方法检出限小于0.19 ng/L，沉积物样品方法检出限小于0.09 ng/g，线性复相关系数均满足r2>0.98(表1).

表1 12种CAs化合物的检出限与加标回收率

准确度和精密度：为保证方法的准确性与可靠性，实验过程中进行了加标回收率实验. 依据样品加标回收率原理，配置两种不同含量的CAs混合标准样(水样为10和50 ng/L，沉积物样品为50和500 ng/g)进行回收率实验，每个水平重复6次. 表层水的加标回收率实验中，回收率范围为95.5%～115.1%，相对标准偏差不大于14%；沉积物的实验中，回收率范围为87.7%～106.6%，相对标准偏差不大于17%(表1).

1.6 数据分析

运用SPSS 22.0统计分析软件对45个采样点检测数据进行处理与分析，用Origin 9软件进行绘图分析.

2 结果与讨论

2.1 整体CAs浓度分布特征

为了便于分析，将CAs按氯原子取代数分为CA、DCA、TCA、TeCA和PCA. 表2中总结了各采样点表层水与沉积物中不同CAs的范围、平均值、标准差和检出率. 在澧水、藕池河、沱江河采样点的表层水和沉积物中均能检测出CAs. 本研究将各支流的五类CAs的平均浓度的加和视为该支流的总CAs浓度. 从整体上看，澧水、藕池河和沱江表层水中总CAs分别为18.94、8.83和4.14 ng/L，澧水表层水中总CAs高出藕池河两倍之多；3条河流沉积物中CAs分别为2.86、3.61和4.07 ng/g.

表2 洞庭湖各支流CAs

ND指在检出限以下.

通过Pearson相关分析(表3)可知，表层水中不同氯取代个数CAs两两之间均存在显著相关关系(P<0.05)，沉积物中仅有部分CAs间(CA与DCA、DCA与PAC、TCA与TeCA、TCA与PCA和TeCA与PCA)存在显著相关关系(P<0.05). 这表明表层水中不同氯取代个数CAs间存在相互影响，而沉积物中高氯取代CAs(TCA、TeCA和PCA)之间的相互联系较强，而高氯与低氯取代(CA和DCA)之间的相互联系较弱.

通过ANOVA单因素方差分析以及最小显著性差异法(LSD)检验(表4)可知，3条河流表层水的CAs浓度之间存在显著性差异(P=0.00<0.05)，而沉积物CAs之间不存在显著性差异(P=0.68>0.05). 这说明，3条河流的沉积物总CAs仍处于同一污染水平；而各支流表层水总CAs则体现出不同水平的污染程度，澧水表层水CAs浓度最高，其受污染最严重. 吴正勇等[10]对本区域酚类化合物的研究表明，澧水中PCP的浓度均为3条河流最高，考虑CAs与PCP的转化关系，本研究的结果与吴正勇等的研究结果一致.

为了解研究区CAs的总体分布，我们依据3条支流所有采样点表层水和沉积物的CAs，通过K平均值聚类分析将42个样点分为5类(图2，表5). 第1类仅包含1个样点(OCH9)，其特点为表层水中的CAs浓度相对较低，主要为CA；沉积物中的CAs含量相对较高，以高氯取代的CAs为主，尤其是PCA. 研究区约50%的采样点聚集至第2类，表层水和沉积物中的CAs均相对较少，其中CA贡献较高，整体上CAs污染程度相对较低. 第3类分布在藕池河和澧水下游，其特点为：表层水CAs浓度相对处于中高水平，各CAs贡献较为平均；沉积物CAs含量相对较低，而以高氯取代的CAs为主. 而第4类主要分布在澧水上游，特点为表层水CAs浓度相对较高，以高氯取代的CAs为主；沉积物CAs含量相对较低，各类CAs贡献较为平均. 约43%的采样点聚集至第3、4类，其表层水CAs污染程度相对均较高而沉积物CAs污染较低. 第5类仅包含TJ9，其表层水CAs浓度相对处于中低水平，CA的贡献较高；沉积物CAs含量相对较高，主要为CA. 可见，表层水CAs浓度高的点位个数比沉积物的多，表明研究区CAs污染的主要表现为表层水污染，水体是污染物的主要赋存介质.

表3 不同氯取代个数CAs间的Pearson相关系数

1)为P<0.01，2)为P<0.05.

表4 不同支流CAs间的LSD检验

1)平均值差异在0.05层级显著.

2.2 各支流CAs浓度分布特征

澧水表层水中不同CAs均能被检出，各个采样点的高氯取代CAs浓度较高，三者共占总CAs浓度的73.75%，其中TCA平均浓度最高. 沉积物中，仅TCA检出率达到100%；高氯取代CAs共占总量的68.89%，其中PCA平均含量最高. 澧水表层水和沉积物中的CAs污染物均以高氯取代CAs为主(图3). TCA是水中土霉味的主要来源，其嗅阈值小于4 ng/L[1]，澧水表层水中的TCA浓度接近或超过该值，其造成的水体嗅味污染需要引起重视.

表5 所有采样点最终聚集中心

图2 采样点聚类分布Fig.2 Clustering results for all sampling sites

藕池河中不同CAs均能被检出，各个采样点表层水中CA浓度最高，占比为27.27%，DCA次之，占比为21.33%；高氯CAs共占总浓度的51.41%. 沉积物中除OCH8、OCH9样点之外，各CAs含量均<1 ng/g，CA、DCA检出率较低，高氯取代CAs检出率均为100%，三者含量较高，共占比高达93.38%. 可见，藕池河表层水中的CAs污染物以低氯取代CAs占比较高(图3)，而沉积物中的CAs污染物以高氯取代CAs占比较高. 结合澧水采样点分析可知，随着氯原子数目的增加，由于CAs的蒸气压降低，沸点升高，辛醇-水分配系数增大，亲脂性随之升高且水溶性降低[5]，化合物被分配到沉积物的趋势也随之增加[30].

沱江各个采样点表层水中检出率为100%的污染物为CA、DCA和PCA，其中CA占比最高，达28.26%，超出其他CAs浓度的30%～80%；高氯CAs占54.55%. 沉积物中CA占比最高，达56.18%；高氯CAs占24.44%. 可以看出CA是沱江表层水和沉积物中的主要污染物(图3). 在沱江表层水与沉积物中，CA均最高，其可能原因有二：(1)沱江PCP使用较少、浓度较低，高氯CAs已逐渐降解为低氯CAs；(2)沱江可能存在其他CA的污染源.

内河采样点较少，CAs检出率也较低. 内河表层水中仅NH1采样点检测到PCA的存在，浓度为0.31 ng/L. 内河沉积物中CA、DCA平均含量分别为1.58和0.75 ng/g，高氯取代CAs很少检测到，仅NH2采样点检测到2,3,6-TCA 0.05 ng/g，NH1采样点检测到PCA 0.35 ng/g. NH1～NH3采样点的CA和DCA含量都有上升，NH3采样点为内河排污口，可以推断该河流CAs污染来自排污口排放的污水. 研究表明，当饮用水中出现苯甲醚时，苯甲酸和氯发生反应生成CA、DCA、TCA[30]. 因此，内河CAs可能来自于PCP的降解以及居民用水中苯甲醚的转化.

图3 三条支流表层水(a)和沉积物(b)中CAs组成及占比Fig.3 Proportion of CAs in surface water (a) and sediment (b) along three tributaries

2.3 各支流CAs空间分布特征

2.3.1 表层水 从上游至下游，澧水和藕池河的表层水中CAs浓度呈现波动下降的趋势(图4a1，4b1). 澧水上游采样点LS1～LS4以及藕池河上游采样点OCH1、OCH2的河道狭窄，水流速度快，不易于悬浮物沉降；下游河道变宽，水流速度相对减慢，水量变大，水中的污染物得到了稀释；而且水流减慢有利于悬浮物沉降，因此污染物在下游由表层水向沉积物中转移[30].

而由于沱江表层水中CAs浓度较低，并且采样时间为枯水期，水流流速慢，不利于污染物扩散，从上游到下游表层水各CAs(CA除外)浓度有波动但无明显趋势，仅CA浓度呈现波动上升趋势，河道中可能存在CA的污染源(图4c1). 采样点TJ19位于沱江洞庭湖交汇口，有研究表明在干旱季节河流底流流速较高，并且有河水倒灌的影响，河口附近的区域在干旱季节有机氯农药累积的风险较高[31].

2.3.2 沉积物 澧水沉积物中CAs有上升的趋势(图4a2). LS2～LS4采样点CAs总含量较低，基本只有TCA. LS2～LS4样点处在澧水下游的沙洲(再西洲)的东侧，该段河道较窄，水流速度较快，不利于污染物沉积[32]. LS7、LS8和LS11样点PCA含量较高，这两个样点位于八角山村，居民人口较周围区域多，为了防治人畜感染血吸虫病，曾大量施用含PCP农药[10]，存在较大的安全隐患. LS10～LS12样点南边是南嘴镇，可能曾施放过PCP；并且位于河道转弯处，LS12样点靠近茅草街大桥，污染物易随泥沙在该处沉积，因此沉积物中CAs含量也较高[33].

藕池河沉积物中，除OCH8、OCH9样点之外，从上游到下游各CAs含量无明显变化趋势，且均小于1 ng/g(图4b2). OCH8、OCH9样点沉积物中污染物浓度较高，尤其是高氯CAs，说明该处可能存在污染源. OCH8样点(茅草街大桥)、OCH9样点(拓普造纸厂)的CAs含量远高于周围其他点，于OCH9样点处达到峰值，说明该点是一个CAs污染源. 其沉积物中高浓度CAs可能主要由造纸厂施用的PCP木材防腐剂等降解产物进入沉积物造成的[3]. OCH8样点CAs含量较高，一方面可能因为OCH9样点污染物的扩散，另一方面因为茅草街大桥具一定的阻碍作用[34]，导致水流变慢，易于污染物沉积.

沱江沉积物中各CAs(CA除外)含量从上游到下游有波动但无明显趋势，和表层水变化较为一致(图4c2). 通过Pearson相关性分析可知，沱江表层水与沉积物中的CAs呈显著相关性(P<0.05)，相关系数为0.538. 这可能与沱江枯水期多断流、水流流速较慢有关，该条件有利于污染物在固液两相间的分配达到平衡[35]. 入水口淤泥、积沙的环境为钉螺的繁衍创造了良好的条件，为了更好地消灭钉螺，大量使用含有PCP的农药灭螺；同时水中携带大量的污染物随泥沙在此聚集，也是出水口CAs浓度较高的原因[36- 37]. 在沱江表层水与沉积物中，CA浓度均为最高，其可能原因为：(1)沱江PCP使用较少，水和沉积物中PCP原始浓度较低[10]，高氯CAs已逐渐降解为低氯CAs；(2)沱江可能存在其他CA污染源.

综上所述，沉积物中各CAs含量的空间变化在三支流间差异较大，可能受到河道自然形状和沿岸人类活动类型的影响.

图4 三条支流表层水和沉积物中CAs分布特征Fig.4 Distribution characteristics of CAs in surface water and sediment along three tributaries

2.4 PCA赋存状况与生态风险

为了更好地了解研究区域表层水和沉积物中CAs的赋存现状，将本研究结果与国内外已有研究进行对比. 由于国内外关于环境中的CAs报道较少，由于PCA是CAs中毒性最强、环境风险最大的物质，有一些研究报道了PCA的环境浓度，但数量有限(表6). 其中，本研究澧水表层水中的PCA浓度水平高于我国长江地区和瑞典Stenungsund地区，藕池河和沱江表层水中的PCA浓度水平与瑞典Stenungsund地区的研究相近；由于美国Leary Weber Ditch和Morgan Creek地区属于农业集水区，距离污染源较近，且距离PCP释放的时间较短，PCA浓度远高于本研究以及其他研究的报道. 藕池河沉积物中的PCA最大含量8.13 ng/g为所有地区中最高的，美国Mississippi River的7.4 ng/g位居第二，我国沱江和澧水沉积物中的PCA含量低于美国Mississippi River，略高于我国黄海、长江以及瑞典和埃及等地. 本研究与其他研究可能存在时间与空间上的差异，但从整体上看本研究区PCA的赋存量处于普通水平.

表6 国内外水体与沉积物中PCA的比较

ND指在检出限以下.

由于国内外关于CAs毒性研究主要集中于PCA，而PCA也是CAs中毒性最强、环境风险最大的物质，因此仅讨论PCA的生态风险. 鱼类的PCA急性半数致死浓度(LC50)为650 μg/L～1.2 mg/L，无脊椎动物PCA的LC50为10～27 μg/L[3]. 而对于斑马鱼(Daniorerio)幼体，在受精后96 h暴露下 LC50为21.8 μg/L，并且观察到了亚致死作用，引起发育畸形、出血或影响心脏功能，说明PCA具有一定的发育毒性[45]. 本研究区各点位表层水的PCA浓度为0.18～9.63 μg/L，大部分点位低于上述浓度，仅一个点位接近无脊椎动物的LC50下限，因此目前来看，研究区PCA对水生生物不会造成太大的影响，但也可能影响其生殖与发育. PCA对于陆生生物也具有一定的毒性，小鼠(mice)口服PCA的LC50为318～331 mg/kg，大鼠(rat)口服PCA的LC50≥ 500 mg/kg[46]. PCA与雄性大鼠良性嗜铬细胞瘤(肾上腺肿瘤)发病率和雄性小鼠良性嗜铬细胞瘤(肾上腺肿瘤)和血管肉瘤(急速扩张性肝癌)发病率呈相关性[3]. 从慢性角度来看，PCA属于环境内分泌干扰物，可能会作用于内分泌系统，从而导致肝中毒、致癌，具有免疫毒性、生殖毒性和神经毒性[3].

PCA溶于水，在土壤以及沉淀物中不具备移动性或移动性较低，已有实验室条件下研究发现PCA会从水中挥发，但不会从土壤中挥发[2]. 目前已有多项研究在空气中监测到了PCA以及其他持久性有机物(常见的有机氯农药、多氯联苯、六氯丁二烯、六氯环己烷等)[2]. PCA和PCP之间存在相互转化关系，二者还可能与其他持久性有机污染物相互作用产生毒性(如六氯苯、林丹及其异构体和全氟辛烷磺酸等)，不能排除PCA与其他持久性有机物对人体造成叠加危害的可能[3,47]. 尽管有研究指出PCA不会在人体内进行生物累积，因为它会迅速代谢(脱甲基)为PCP，然后经代谢排出体外[3]，但PCA经过环境迁移后很可能会通过大气或水体进入人体，就目前人体中检测到的PCA浓度，不能排除其毒性会使人体产生相关的不良反应[3]. 因此，PCA对人类健康和环境存在的潜在风险不可忽视.

3 结论

综上所述，本研究测定洞庭湖疫区澧水、藕池河和沱江3条支流表层水和沉积物中的CAs并分析了研究区CAs的分布特征和生态风险，研究表明：(1)澧水、藕池河和沱江表层水中总CAs体现出不同水平的污染程度，污染程度为澧水>藕池河>沱江；就沉积物中总CAs浓度而言，3支流处于相同污染水平. 研究区CAs污染的主要表现为表层水的污染，水体是污染物的主要赋存介质. (2)澧水表层水和沉积物中的CAs污染物以高氯取代CAs(TCA、TeCA和PCA)为主，分别占73.75%和68.89%；藕池河表层水中的低氯取代CAs占比较高(48.59%)，而沉积物中以高氯取代CAs为主(93.38%)；沱江表层水和沉积物中的CAs污染物均以CA为主，分别占28.26%和75.56%. (3)空间分布上，从上游到下游澧水和藕池河的表层水中CAs呈现波动下降的趋势；澧水沉积物中CAs呈上升趋势，藕池河沉积物中CAs无明显变化趋势；沱江表层水和沉积物中CA呈波动上升趋势，其他CAs有波动但无明显变化趋势. (4)本研究区水中的PCA浓度对水生生物不会造成太大的影响，但其对人类健康和环境的潜在风险不可忽视.