張 勝，蘇紫穎，林 莉**，陶晶祥，潘 雄，董 磊

(1：長江科學(xué)院流域水環(huán)境研究所，武漢 430010)

(2：流域水資源與生態(tài)環(huán)境科學(xué)湖北省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，武漢 430010)

(3：河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京 210098)

近年來，我國水庫大壩建設(shè)取得突破性進(jìn)展[1]. 據(jù)統(tǒng)計(jì)，2014年我國30 m以上大壩有6539座，占全球的43%，居世界第一，其中還有一大批300 m左右的超高壩水庫在建[2]. 由于防洪需要，水庫在汛期常常需要騰庫泄洪以降低水位. 這些水庫大壩均具有“高水頭、高流速及大流量”等特點(diǎn)，在泄洪時會產(chǎn)生霧化現(xiàn)象[3]. 大壩泄洪霧化及其對生態(tài)環(huán)境的影響逐漸得到關(guān)注，國內(nèi)外學(xué)者研究了泄洪霧化形成機(jī)理[4]、霧化雨滴粒徑和強(qiáng)度[5]、霧化水體溶解氧過飽和[6]及魚類死亡問題[7]、霧化對周邊環(huán)境濕度的影響[8]等，但極少見到泄洪霧化對水體中污染物遷移轉(zhuǎn)化行為的影響研究.

多環(huán)芳烴(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)和鄰苯二甲酸酯類(phthalic acid ester, PAEs)是環(huán)境中廣泛存在的有毒有機(jī)污染物，PAHs主要來源于含碳物質(zhì)的不完全燃燒，PAEs則作為增塑劑被廣泛使用，屬于內(nèi)分泌干擾物[9-10]. 我國《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838-2002)對地表水中PAHs和PAEs濃度均有限制要求，環(huán)境介質(zhì)中PAHs和PAEs等有機(jī)污染物的分布、來源及遷移轉(zhuǎn)化是環(huán)境保護(hù)領(lǐng)域關(guān)注的熱點(diǎn)問題[11-12]. 位于漢江上游的丹江口水庫是南水北調(diào)中線工程水源地，自2014年12月中線工程通水以來，已成為京津冀地區(qū)20多個城市的重要水源. 對漢江流域的有機(jī)污染物相關(guān)研究顯示，漢江水體中魚類食用健康風(fēng)險(xiǎn)部分超出美國環(huán)境保護(hù)署、瑞典環(huán)境保護(hù)局、荷蘭建設(shè)和環(huán)境部推薦的可接受水平[13]. 在長達(dá)4年的監(jiān)測中發(fā)現(xiàn)，漢江水體中檢測出的有機(jī)污染物共有20種，其中PAHs占40%，PAEs占20%，且與其他典型水體相比，漢江水體中各點(diǎn)位的PAEs總量的平均值較高[14]. 以上研究結(jié)果表明該區(qū)域的有機(jī)污染物存在一定的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，但在丹江口水庫泄洪霧化的特殊條件下，典型有機(jī)污染物在大壩上下游的遷移轉(zhuǎn)化行為尚不清楚.

理論上泄洪霧化對水體中有機(jī)污染物的去除有促進(jìn)作用. 大壩泄洪霧化可導(dǎo)致水體溶解氧急劇過飽和，水體氧化還原電位發(fā)生改變，同時增大污染物和光敏物質(zhì)與太陽光的接觸面積，在此獨(dú)特的條件下易產(chǎn)生活性物質(zhì)，有利于促進(jìn)水體中有機(jī)污染物的光降解和化學(xué)氧化降解. 同時，泄洪時水體溶解氧和氧化還原條件發(fā)生改變，下泄水體中濃度較高的鐵錳共存物等物質(zhì)由于氧化作用生成粒徑較大的絮凝物沉淀，導(dǎo)致水體中的有機(jī)污染物被吸附向沉積物中遷移而得到去除.

本研究以水體中常見的有機(jī)污染物PAHs和PAEs為研究對象，通過對丹江口大壩泄洪霧化進(jìn)行野外原位觀測，分析泄洪條件下壩前和壩下多個斷面水體中有機(jī)污染物的濃度變化；基于實(shí)際觀測結(jié)果，從理論上分析泄洪霧化對水體中有機(jī)污染物去除的可能途徑和作用機(jī)制. 本文研究成果可為科學(xué)評估大型水利工程對水體中污染物遷移轉(zhuǎn)化行為的影響提供科學(xué)依據(jù).

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)概況

丹江口水庫(32°36′～33°48′N，110°49′～110°59′E)位于長江最大支流漢江的上游，是我國第二大水庫，集供水、防洪、灌溉、發(fā)電效益為一體. 丹江口大壩位于漢江與丹江的交匯處，壩體高程176.6 m，正常蓄水位170 m，庫區(qū)集水面積95200 km2，年平均入庫水量約38.78億m3[15].

1.2 研究對象

選擇環(huán)境中優(yōu)先控制的16種PAHs和6種PAEs為研究對象. 16種PAHs分別為萘(Nap)、菲(Phe)、屈(Chr)、苊烯(Acy)、芴(Flu)、芘(Pyr)、熒蒽(Fla)、苯并(b)熒蒽(BbF)、苊(Ace)、苯并(a)蒽(BaA)、苯并(k)熒蒽(BkF)、苯并(a)芘(BaP)、蒽(Ant)、茚苯(1,2,3-cd)芘(InP)、二苯并(a,h)蒽(DahA)、苯并(ghi)苝(BghiP)；6種PAEs分別為鄰苯二甲酸二正丁酯(DBP)、鄰苯二甲酸二(2-乙基已基)酯(DEHP)、鄰苯二甲酸二正辛酯(DNOP)、鄰苯二甲酸二乙酯(DEP)、鄰苯二甲酸二甲酯(DMP)、鄰苯二甲酸丁基芐酯(BBP). PAHs混合標(biāo)準(zhǔn)溶液(Lot 214101426，純度99%)和PAEs混合標(biāo)準(zhǔn)標(biāo)溶液(Lot214031130，純度99%)均由AccuStandard 公司提供. 正己烷、丙酮和乙酸乙酯均為色譜純，由美國Fisher Chemical公司提供. 分別取一定量的混合標(biāo)準(zhǔn)溶液，用正己烷稀釋成濃度為0、0.1、0.2、0.4、0.8、1.6、2.0 mg/L的工作溶液，繪制標(biāo)準(zhǔn)曲線.

1.3 樣品采集與測定

本研究于2019年9月16日丹江口水庫泄洪期間進(jìn)行采樣，在丹江口水庫及下游共布置4個斷面，分別為壩前、壩下1 km、壩下5 km和壩下10 km處(圖1)，采樣調(diào)查從上游至下游斷面依次完成. 采樣期間泄洪情況為3表孔加5深孔泄洪，累計(jì)下泄流量超5000 m3/s. 用4 L棕色玻璃瓶采集表層水樣，每個樣品采集3個平行樣. 將現(xiàn)場采集的水樣過0.45 μm玻璃纖維濾膜，通過固相萃取裝置和C18萃取小柱萃取分離，采用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀濃縮后，用正己烷將樣品定容至1 mL. 采用GC-MS(7890B/5977A，Agilent，美國)對污染物進(jìn)行檢測，檢測方法參考本課題組前期研究[16]. 對水體中的溶解氧、硝酸根(以N計(jì))、鐵離子和錳離子分別采用水質(zhì)多參數(shù)監(jiān)測儀(EXO1，YSI，美國)、紫外可見分光光度計(jì)(UV-2600，Shimadzu，日本)和電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(NexION 300X，PerkinElmer，美國)進(jìn)行測定. 在質(zhì)量控制上，所有樣品均測試3次，每測一個樣品前均做一個空白對照，16種PAHs的方法檢出限為0.25～0.50 ng/L，6種PAEs的方法檢出限為2.45～3.00 ng/L，各標(biāo)準(zhǔn)工作曲線相關(guān)系數(shù)均大于0.998.

圖1 采樣點(diǎn)分布

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

各污染物濃度值為除去空白后的3次檢測平均值，當(dāng)濃度小于檢出限時視為未檢出. 利用Excel 2007和OriginPro 9.0對數(shù)據(jù)進(jìn)一步處理，并繪制相關(guān)圖表. 采用SPSS進(jìn)行相關(guān)性分析，分析方法為Spearman，置信區(qū)間為0.95.

2 結(jié)果與分析

丹江口大壩泄洪期間各采樣點(diǎn)污染物的濃度如圖2所示，各斷面3個平行樣的相對誤差均在±10%范圍內(nèi). 16種PAHs共檢測出8種，分別為萘(Nap)、菲(Phe)、屈(Chr)、苊烯(Acy)、芴(Flu)、芘(Pyr)、熒蒽(Fla)、苯并(b)熒蒽(BbF)，濃度范圍為0.2～97.3 ng/L，Nap在各斷面的濃度均最高；共檢測出5種PAEs，濃度范圍為0.6～1612.6 ng/L. DBP和DEHP為主要污染物，兩類有機(jī)污染物濃度值均符合《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838-2002)[11]. 結(jié)果表明，水體中有機(jī)污染物經(jīng)大壩泄洪后濃度沿程均呈遞減趨勢. 與壩前斷面濃度相比，8種PAHs在壩下1、5和10 km處的濃度下降比例范圍(均值)分別為8.1%～100%(34.6%)、26.2%～100%(64.8%)和36.7%～100%(75.7%)；5種PAEs對應(yīng)的濃度下降比例范圍(均值)分別為0.9%～38.7%(21.5%)、33.7%～71.8%(47.0%)和61.1%～87.5%(71.3%). 不僅是泄洪前后水體中污染物濃度下降，壩下水體在不斷流動過程中，水體中污染物濃度仍在不斷下降.

圖2 各斷面8種多環(huán)芳烴(PAHs)(a)和鄰苯二甲酸酯(PAEs)(b)濃度變化

Qi等[17]于2014年非泄洪期間，在丹江口水庫及漢江流域共采集48個地表水樣品，調(diào)查了水體中16種PAHs的分布，結(jié)果表明PAHs濃度為9.42～137.94 ng/L，不同采樣點(diǎn)之間PAHs單體的濃度變化很小，空間分布無顯著差異. 韓文輝等[18]調(diào)查了汾河流域水體中6種PAEs的濃度分布，發(fā)現(xiàn)29個采樣點(diǎn)PAEs沿江分布無顯著性規(guī)律. 張彥鵬等[19]通過采集長江武漢段水樣，發(fā)現(xiàn)從上游至下游10個斷面中，各采樣點(diǎn)PAEs總濃度基本相同. 通過以上分析可知，天然河流在無水流和污染物匯入等特殊條件下，水體中有機(jī)污染物濃度變化并無顯著差異.

3 討論

在自然條件下，天然地表水中有機(jī)污染物的主要降解途徑有生物降解、化學(xué)氧化及光降解等[20]. 生物降解利用微生物的代謝活動使有機(jī)污染物實(shí)現(xiàn)無害化，但往往需較長時間，一般為上百天或更久[21]；自然太陽光輻射下的光降解是地表水中有機(jī)污染物轉(zhuǎn)化的重要途徑[22-23]. 大壩泄洪霧化可導(dǎo)致水體溶解氧過飽和，并增大污染物與太陽光的接觸面積. 此外，泄洪多發(fā)生在夏季，紫外線輻射較為強(qiáng)烈，水體濁度高，地表水中的光敏物質(zhì)濃度增加，在此獨(dú)特的條件下易產(chǎn)生活性物質(zhì)，理論上十分有利于促進(jìn)水體中有機(jī)污染物的光降解. 同時，泄洪導(dǎo)致溶解氧條件劇變，也可能促使水體中鐵、錳等離子被氧化形成沉淀物，導(dǎo)致水體中的有機(jī)污染物被吸附共沉淀而得到去除.

3.1 水體溶解氧急劇上升促進(jìn)有機(jī)污染物的化學(xué)氧化降解

泄洪霧化對水生態(tài)環(huán)境最為突出的影響之一是導(dǎo)致大壩下游水體溶解氧過飽和. 這是由于高水頭、高流速、大流量的下泄水體表面會形成負(fù)壓，水舌吸入大量的空氣，并且下泄水流與下墊面發(fā)生強(qiáng)烈撞擊，進(jìn)入水體中的氣泡破裂從而使水中溶解氧濃度急劇增加. 另外，壩下水流處于紊流狀態(tài)，自由水面與大氣接觸面積加大，外界空氣向水體中擴(kuò)散的氣體增加，溶解氧隨之增大[24]. 表1列舉了文獻(xiàn)報(bào)道的泄洪后水體溶解氧飽和度相關(guān)研究結(jié)果，可以看出泄洪后壩下游水體溶解氧均達(dá)到過飽和狀態(tài)，且在較長河段范圍內(nèi)保持該狀態(tài)，部分碰撞區(qū)溶解氧飽和度可達(dá)160%，如三峽大壩2005年泄洪時壩前表層水體溶解氧濃度約為6.5 mg/L(飽和度為80%)，壩下12 km處黃陵廟斷面溶解氧濃度約為10.2 mg/L(飽和度為122%).

表1 泄洪后水體溶解氧飽和度變化

2019年采樣期間丹江口大壩泄洪采用的是3表孔加5深孔的泄洪方式，大壩深孔泄洪洞處水深30 m左右. 壩前垂向溶解氧隨水深變化及壩下采樣斷面溶解氧實(shí)測值如表2所示，實(shí)測資料表明深孔泄洪洞處水體溶解氧濃度為3.40 mg/L(飽和度僅為40.37%)，而泄洪后壩下水體溶解氧濃度迅速上升，飽和度升為110%～120%. Minella等[29]報(bào)道了缺氧的底層湖水在接觸空氣時水中溶解氧發(fā)生變化，通過水體中溶解性有機(jī)質(zhì)、鐵離子等共存物質(zhì)的作用，會導(dǎo)致水中產(chǎn)生具有強(qiáng)氧化性的羥基自由基(·OH)等活性物質(zhì). 此外，已有學(xué)者對溶解氧是否會對有機(jī)物光解造成影響進(jìn)行了研究，結(jié)果表明，溶解氧可通過產(chǎn)生單線態(tài)氧及羥基自由基等活性物質(zhì)的方式，促進(jìn)光降解過程，且在一定程度上隨著溶解氧初始濃度的增加，光解速率和效率均有所提高[30-32]. 同時，丹江口水庫壩前水體部分理化指標(biāo)同步監(jiān)測結(jié)果表明，壩前水體中鐵離子濃度達(dá)到0.16 mg/L，硝酸根離子濃度可達(dá)1.37 mg/L，具有一定濃度水平，有利于污染物降解的發(fā)生. Yu等[33]研究了華南地區(qū)夏季平均日照強(qiáng)度下，鐵離子和硝酸根等天然組分共存時水中鄰苯二甲酸二(2-乙基已基)酯(DEHP)的光降解效果，發(fā)現(xiàn)隨著鐵離子和硝酸根濃度的增加，DEHP的光降解率增加，當(dāng)鐵離子和硝酸根濃度分別為0.28和31 mg/L時，在4 h內(nèi)降解率可達(dá)80%和60%左右，通過自由基淬滅實(shí)驗(yàn)認(rèn)為羥基自由基(·OH)的產(chǎn)生是促進(jìn)降解的關(guān)鍵因素. 本課題組在2020年10月對丹江口壩前及壩下1和10 km處表層水體進(jìn)行監(jiān)測發(fā)現(xiàn)，水體中∑PAEs濃度與溶解氧、硝酸根和鐵離子濃度(圖3)均具有顯著負(fù)相關(guān)性(相關(guān)系數(shù)均為-1). 因此，結(jié)合丹江口大壩泄洪期間水體的物理化學(xué)特性，泄洪霧化條件下以溶解氧作為氧化劑，以鐵離子和硝酸根等作為光敏劑對PAHs和PAEs等有機(jī)污染物的化學(xué)氧化過程不容忽視，具體過程和機(jī)理有待進(jìn)一步研究.

表2 壩前垂向及壩下斷面溫度和溶解氧

圖3 壩上下游斷面表層水體及底泥中ΣPAEs濃度變化

3.2 霧化作用促進(jìn)有機(jī)污染物的光降解

大壩泄洪可引起下游區(qū)域不同強(qiáng)度的降雨，研究表明，雨滴基本由“粒徑較小、數(shù)量眾多”的優(yōu)頻雨滴和“粒徑較大、數(shù)量較少”的優(yōu)勢雨滴組成，其中優(yōu)頻雨滴出現(xiàn)的頻度幾乎占整個雨滴組成的95%，粒徑大小通常為毫米甚至微米級別[34-36]. 小粒徑的霧化雨滴比表面積較大，雨滴中含有的有機(jī)污染物及光敏物質(zhì)與太陽光接觸面積增大，可提高傳質(zhì)效率，提升污染物的光降解效果. 在環(huán)境科學(xué)領(lǐng)域，許多學(xué)者將霧化技術(shù)應(yīng)用到污水處理領(lǐng)域，取得良好的效果[37-40]. 泄洪形成的霧化同樣可以通過增加污染物及光敏物質(zhì)與太陽光的接觸面積，從而促進(jìn)污染物的光降解. 天然水體中含有鐵離子、硝酸根和溶解性有機(jī)質(zhì)等多種具有光化學(xué)活性的光敏物質(zhì)，經(jīng)太陽光輻射后會產(chǎn)生激發(fā)態(tài)分子和羥基自由基、單線態(tài)氧、超氧自由基等活性物質(zhì)，增強(qiáng)污染物的間接光降解作用[41-42].

2019年9月丹江口大壩泄洪期間，以晴天和多云為主，氣溫為20～24℃，太陽光輻照較為強(qiáng)烈. 由于PAHs和PAEs分子內(nèi)通常含有>C=C<、>C=O等發(fā)色團(tuán)結(jié)構(gòu)，因而可以吸收太陽光而發(fā)生直接光降解，有學(xué)者對部分PAHs和PAEs單體的直接光降解作用進(jìn)行了研究，結(jié)果表明直接光降解符合一級反應(yīng)動力學(xué)過程，反應(yīng)速率常數(shù)如表3所示. 而泄洪所形成的水體霧化現(xiàn)象可以顯著增加污染物與太陽光的接觸面積，水體中的PAHs和PAEs污染物在太陽輻射下吸收光子進(jìn)行直接光解的作用將顯著增強(qiáng). 除了直接光降解作用，泄洪霧化還會促進(jìn)污染物的間接光降解作用. 泄洪期間洪水渾濁度高，水中的鐵離子、硝酸根等光敏物質(zhì)濃度增加，同期現(xiàn)場實(shí)測數(shù)據(jù)顯示，汛期丹江口水庫中鐵離子濃度可達(dá)0.16 mg/L，硝酸根離子濃度可達(dá)1.37 mg/L，均具有一定濃度水平. 鐵離子在光輻照下可生成羥基自由基，能非選擇性地攻擊大多數(shù)有機(jī)化學(xué)物質(zhì)的結(jié)構(gòu)[45]. 硝酸根可以吸收太陽光中的紫外線，產(chǎn)生羥基自由基和硝酸自由基等強(qiáng)氧化性物質(zhì)，對有機(jī)污染物光降解起到促進(jìn)作用[46-47]. 據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道[48-49]，天然地表水中羥基自由基(·OH)的穩(wěn)態(tài)濃度約為10-19～10-16mol/L，產(chǎn)生速率為10-12～10-10mol/(L·s)，其濃度會受到水體化學(xué)組成、水深、季節(jié)、甚至太陽高度角等多種因素的影響，在某些特殊場所，羥基自由基的穩(wěn)態(tài)濃度可以達(dá)到約10-12mol/L，生成速率約為10-8mol/(L·s). 值得注意的是，泄洪霧化是一種復(fù)雜的水-空氣兩相流，界面處具有不對稱性，與水體中的反應(yīng)相比，水-空氣界面發(fā)生的各種化學(xué)反應(yīng)明顯加速， Kusaka等[50]發(fā)現(xiàn)在相同的能量光照下，苯酚在水-空氣界面的反應(yīng)速率比水中快104倍. Fu等[51]研究丙酮酸在水-空氣界面的光解產(chǎn)物，發(fā)現(xiàn)界面處的自由基反應(yīng)得到顯著加強(qiáng)，且產(chǎn)物與水體中的產(chǎn)物也不相同. Anglada等[52]研究了臭氧在水-空氣界面的光化學(xué)影響，發(fā)現(xiàn)臭氧在水-空氣界面處堆積，界面上羥基自由基(·OH)形成速率可增加約4個數(shù)量級. 在泄洪霧化條件下丹江口水庫的水質(zhì)狀況有利于水中PAHs和PAEs的降解，推測的降解示意圖見圖4.

表3 部分PAHs和PAEs直接光照下的反應(yīng)速率常數(shù)

圖4 泄洪霧化條件下水體中有機(jī)污染物降解示意圖

3.3 霧化作用促進(jìn)有機(jī)污染物的吸附共沉淀

除了降解作用以外，吸附作用也是影響污染物在水體中遷移轉(zhuǎn)化行為的重要作用之一[53-55]. 大壩泄洪時由于水體溶解氧急劇增加，可導(dǎo)致水的氧化性增強(qiáng)，使得水體中原本以溶解態(tài)存在的鐵離子、錳離子等共存物質(zhì)發(fā)生氧化反應(yīng)，生成氫氧化鐵或氫氧化亞鐵、錳氧化物等沉淀物，導(dǎo)致有機(jī)污染物被吸附/共沉淀而從水中得到去除[56].

由以上分析可知，丹江口大壩泄洪后水體中溶解氧急劇增加，深孔泄洪洞處水被泄出后，溶解氧飽和度從40%急劇上升到110%～120%. 對丹江口水庫壩前水體部分理化指標(biāo)進(jìn)行同期監(jiān)測，也可以發(fā)現(xiàn)水體中含有的可溶性鐵離子(0.16 mg/L)和錳離子(0.022 mg/L)均具有一定的濃度，在氧化條件下可生成鐵氧化物和錳氧化物，鐵氧化物和錳氧化物因其比表面積大、等電點(diǎn)低、吸附容量高、表面羥基豐富等特點(diǎn)，能夠快速有效地吸附水體中污染物并沉降[57-58]. 此外，由于生成的鐵錳氧化物本身也是光催化劑的一種，可以將有機(jī)污染物吸附后降解，達(dá)到降低水中有機(jī)污染物的效果[59]. 本課題組在2020年10月對丹江口大壩壩前及壩下1和10 km處表層水體及底泥中PAEs進(jìn)行檢測發(fā)現(xiàn)，表層水體ΣPAEs濃度在壩下1 km處下降，隨后有上升趨勢，但底泥中污染物的濃度呈顯著升高的趨勢，同時發(fā)現(xiàn)壩下水體溶解氧、硝酸根及鐵錳離子濃度均有上升趨勢，尤其是壩下鐵錳離子濃度約為壩前的2倍(圖3). 由于水體溶解氧和氧化還原條件發(fā)生改變，下泄水體中濃度較高的鐵錳共存物氧化作用生成粒徑較大的絮凝物質(zhì)沉淀，部分沉淀物質(zhì)自身也具有一定的光催化性能，可與水中PAHs和PAEs污染物發(fā)生吸附-降解反應(yīng)，最終導(dǎo)致污染物得到去除[60]. 姜欣等[61]研究了水庫季節(jié)性分層對鐵錳遷移的影響，發(fā)現(xiàn)在夏季分層期底層缺氧環(huán)境中，沉積物中鐵錳氧化物溶解并向水中釋放，導(dǎo)致水庫中層和底層水體的鐵錳濃度要遠(yuǎn)高于表層，通過向上擴(kuò)散和水流的輸送而引起泄水洞附近鐵錳濃度升高，成為下游水體中鐵錳的主要來源. 綜上所述，可以推測在泄洪期間壩前水體硝酸根(1.37 mg/L)、鐵離子(0.16 mg/L)和錳離子(0.022 mg/L)濃度條件下，壩下水體中以上3種離子濃度均會有所增加，由此將促進(jìn)有機(jī)污染物的遷移轉(zhuǎn)化作用，但具體過程和機(jī)理仍需進(jìn)一步研究.

4 結(jié)論

通過對丹江口水庫泄洪期間壩前及壩下水體中16種PAHs和6種PAEs進(jìn)行采樣分析，發(fā)現(xiàn)泄洪后壩下水體共檢測出8種PAHs和5種PAEs. 與壩前斷面相比，PAHs在壩下1、5和10 km處的濃度下降均值分別為34.6%、64.8%和75.7%；對應(yīng)的PAEs濃度下降均值分別為21.5%、47.0%和71.3%. 基于原位觀測結(jié)果，從理論上分析了大壩泄洪霧化影響壩下水體中PAHs和PAEs遷移轉(zhuǎn)化途徑和作用機(jī)制，包括促進(jìn)污染物的光降解、化學(xué)氧化和吸附去除等. 后續(xù)建議采用原位觀測和室內(nèi)模擬實(shí)驗(yàn)相結(jié)合的手段，探索泄洪霧化對水體中有機(jī)污染物的遷移和轉(zhuǎn)化作用，如探究不同的泄洪條件、溶解氧濃度等對有機(jī)污染物降解的影響、不同光敏物質(zhì)存在時霧化體系中產(chǎn)生活性物質(zhì)的種類和濃度、泄洪霧化下有機(jī)污染物的降解途徑和產(chǎn)物等等. 通過相關(guān)研究工作的開展，為科學(xué)評估大型水利工程對水體中污染物遷移轉(zhuǎn)化行為的影響提供科學(xué)依據(jù).