Distribution Characteristics, Sources and Ecological Risk Assessment of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Waterway Sediments from Qidong and Chongming Island of Yangtze River Estuary
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摘要: 近年来我国长江河口有关沉积物中多环芳烃(PAHs)污染的研究主要集中在长江口近海及上海主城区滨岸等区域,而长江口航道则鲜有报道。本文在长江口启东—崇明岛航道区域采集表层(0~20 cm)沉积物样品,利用加速溶剂萃取技术提取,用高效液相色谱-荧光检测器对14种PAHs进行测定,研究其分布特征、环境来源和潜在的生态风险。研究结果显示,PAHs在所有沉积物样品中均有不同程度的检出,浓度范围为83.43~5206.97 ng/g,平均值736.95 ng/g。就PAHs单体而言,含量较高的是2~4环污染物,其中菲的含量最高,占各点位PAHs总量的9.04%~24.06%;其次为荧蒽和芘;具有高致癌性的苯并(a)芘在各个点位均能检出,占PAHs总量的0.94%~10.68%。与国内外类似河口和近海海域相比,本研究区PAHs处于中等污染水平。利用比值法解析PAHs的来源,菲/蒽(Phe/Ant) < 10且荧蒽/芘(Fla/Pyr)≥1的点位占所有采样点位的56.25%,表明区域内PAHs的主要来源是化石燃料的高温燃烧;位于航运码头附近采样点位的PAHs以石油源为主,部分点位呈化石燃料源和石油源混合污染特征。对照风险效应低值(ERL)和风险效应中值(ERM)进行初步风险评价,表明研究区域部分采样点位的PAHs具有潜在的生态风险。Abstract: Recent researches of PAHs in sediment mainly were focused on offshore areas of Yangtze River estuary and coastal areas nearby Shanghai. However, there were few reports about the PAHs in waterway sediment from Qidong and Chongming Island. Surface waterway sediment samples (0-20 cm) were collected from Qidong and Chongming Island. Followed by extraction using accelerated solvent extraction techniques, then 14 PAHs were measured by means of HPLC-FLD in order to discuss and assess the distribution characteristics, possible sources and ecological risks of PAHs, respectively. The results showed that 14 PAHs could be detected in varying degrees for all sampling sites, Total concentrations of PAHs ranged from 83.43 to 5206.97ng/g with a mean concentration of 736.95 ng/g. 2, 3, 4-ring PAHs dominated in waterway sediment samples, and phenanthrene was the most abundant individual compound, accounting for 9.04% to 24.06% of total concentrations of PAHs, followed by fluoranthene and pyrene. The percentage of benzo[a]pyrene with high carcinogenicity in all samples was from 0.94% to 10.68%. Compared with other similar regions of the world, PAHs in waterway sediments from Qidong and Chongming Island of Yangtze River estuary were at moderate level. The sources of PAHs were apportioned using ratio analysis. Places with Phe(phenanthrene)/Ant(anthracene) < 10 and Fla(fluoranthene)/Pyr(pyrene)≥1 accounted for 56.25% of all sampling sites, indicated that PAHs in the studying areas mainly derived from combustion of fuel oil. Oil spill was another important source for some sampling sites located nearby harbours and wharfs. Some sites presented combined pollution characteristics. Comparing with ERL and ERM values for environment risk evaluation, some sampling sites of this area possessed a potential combined ecological risk to local organisms caused by PAHs.
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多环芳烃(PAHs)是一类广泛存在于大气、水体、土壤环境中的持久性有机污染物,因具有较强的毒性和“三致”效应,其污染状况和生态风险已经引起研究者广泛的关注[1, 2, 3]。PAHs具有较强的亲脂、疏水特性,通过大气沉降、污水排放、地表径流等方式进入水体后,会强烈分配到悬浮颗粒物上并最终累积于沉积物中。因此,沉积物是环境中PAHs重要的一个汇[4]。同时,潮汐、航运等因素导致的再悬浮作用,吸附在沉积物的PAHs会再次进入水体,并造成二次污染。
河口是流域和海洋的枢纽,具有复杂的地球化学特征,记录了大量海陆交互作用的信息,河口航道受人类活动影响更为显著,能够反映该区域的污染物输入状况,已成为当前研究的热点领域[5]。长江口是我国重要的三大河口之一,随着该地区经济社会的发展和工业化程度的加快,长江口所承受的环境压力也越来越大。近年来,对长江口沉积物中PAHs的报道也日渐增多,这些研究主要集中在长江口近海以及上海市主城区滨岸等区域[5, 6, 7],研究成果显示PAHs已对河口环境造成了一定程度的污染。但是目前对于长江口启东—崇明岛航道内沉积物中PAHs的研究尚未有报道,开展相关的调查工作十分必要。因此,本研究在长江口启东—崇明岛航道区域采集表层(0~20 cm)沉积物样品,利用加速溶剂萃取技术提取,运用高效液相色谱-荧光检测器测定14种PAHs的含量水平,在此基础上,分析其分布特征、环境来源,并就其生态风险进行初步评估,以期为控制和削减该区域PAHs的污染提供相关的技术支持和科学依据。
1. 实验部分
1.1 仪器
Agilent1100高效液相色谱系统,附带荧光检测器(FLD);戴安ASE300加速溶剂萃取仪(美国Dionex公司);RE-52AA旋转蒸发仪(上海亚荣生化仪器厂);氮吹仪(天津恒奥科技有限公司)。
1.2 标准物质和主要试剂
标准物质:EPA610 PAHs混合标准样品(美国Supelco公司),具体浓度为:苊1000 μg/mL;芴、荧蒽、苯并(b)荧蒽、二苯并(a, h)蒽、苯并(g, h, i)苝200 μg/mL;菲、蒽、芘、苯并(a)蒽、屈、苯并(k)荧蒽、苯并(a)芘、茚并(1, 2, 3-cd)芘100 μg/mL。
海洋沉积物标准样品(SRM 1944),购自美国国家标准技术研究院:苊(0.57±0.03) mg/kg,芴(0.85±0.03) mg/kg,菲(5.27±0.22) mg/kg,蒽(1.77±0.33) mg/kg,荧蒽(8.92±0.32) mg/kg,芘(9.70±0.42) mg/kg,苯并(a)蒽(4.72±0.11) mg/kg,屈(4.86±0.10) mg/kg,苯并(b)荧蒽(3.87±0.42) mg/kg,苯并(k)荧蒽(2.30±0.20) mg/kg,苯并(a)芘(4.30±0.13) mg/kg,二苯并(a, h)蒽(0.424±0.069) mg/kg,苯并(g, h, i)苝(2.84±0.10) mg/kg,茚并[1, 2, 3-cd]芘(2.78±0.10) mg/kg;替代物:1-氟萘(上海安普公司),浓度为2000 μg/mL。
无水硫酸钠:分析纯,450℃高温灼烧6 h,冷却后置于干燥器中备用;层析硅胶:100~200目,130℃烘20 h;铜片:弱酸活化,再依次用蒸馏水和丙酮冲洗后氮吹干燥;石英砂:高温灼烧后过60目金属筛,去除粉末备用;正己烷、丙酮、二氯甲烷等试剂均为农残级,乙腈为色谱纯。
1.3 样品采集
在长江口启东—崇明岛航道内设置16个采样点位,各点位分布见图 1。在每个采样点位,用不锈钢筒式采样器采集深度为0~20 cm的表层沉积物,将样品置于1 L棕色玻璃瓶中,放入保温箱中冷藏保存,运回实验室待分析。采集的航道沉积物样品置于铝箔纸上自然阴干,剔除杂物后于玛瑙研钵中研碎,过60目金属筛,充分混匀后待有机分析。
1.4 样品前处理与净化
1.4.1 样品提取
准确称取10.00 g沉积物样品与一定量的层析硅胶(作为分散剂)混合均匀后,转入34 mL萃取池中,同时迅速加入适量的1-氟萘(替代物)。萃取池底部预先加入2 g硅胶,萃取池的空隙用灼烧过的石英砂填满。以二氯甲烷作为溶剂进行加速溶剂萃取,萃取条件为:萃取池温度100℃,压力10.3 MPa,加热5 min,静态提取7 min,60%池体积冲洗,循环两次。提取结束后溶剂经无水硫酸钠干燥后,转移到圆底烧瓶中待浓缩。
海洋沉积物标准样品SRM 1944称取0.20 g,提取方法及提取条件与实际沉积物样品一致。
1.4.2 浓缩净化
将收集的提取溶液旋转蒸发,并用正己烷作为替换溶剂浓缩至1~2 mL。用硅胶层析柱净化样品。层析柱的装填:称取4.0 g层析硅胶,用二氯甲烷浸泡后湿法装柱,在硅胶柱顶端加入灼烧过的无水硫酸钠1.0 g,弃去二氯甲烷溶液,用等填料体积的正己烷淋洗后,将浓缩的提取溶液完全转入层析柱,用20 mL正己烷-二氯甲烷(体积比1:1) 淋洗液淋洗,淋洗过程中确保层析柱填料顶端保持湿润。收集洗脱液,氮吹浓缩后定容,其中沉积物样品定容至2 mL,SRM 1944标准样品定容至10 mL,待高效液相色谱(HPLC)分析。
1.5 色谱条件
色谱柱规格:SupelcosilTM LC-PAH专用色谱柱(15 cm×4.6 mm,0.5 μm);柱温20℃;进样体积15 μL;流速0.8 mL/min;流动相为乙腈-水,梯度洗脱程序见表 1。
表 1 乙腈-水梯度洗脱时间程序Table 1. Program of acetonitrile-water gradient elution洗脱时间(min) 水与乙腈的比例 0 40:60 10 40:60 20 0:100 40 0:100 42 40:60 1.6 质量控制
以高温灼烧的石英砂作为空白样品进行全流程监控,结果表明实验过程中没有带入PAHs污染以及对其检测带来干扰的物质。一般以空白加标回收率来计算实验过程中目标化合物的损失,即向空白基质(石英砂或者经高温灼烧后不含目标检测物质的沉积物样品)中加入一定量的标准物质,经提取、浓缩、净化、测定后计算其回收率。
由于空白基质成分简单,PAHs各组分比较容易进入提取溶剂中,其回收率往往不能代表实际沉积物样品的真实提取效率。因此,本研究选取美国国家标准技术研究院定值的SRM 1944海洋沉积物标准物质来考察本方法的回收率,结果表明PAHs的回收率范围在76.2%~108.3%,样品重复性测定标准偏差为5.3%~8.3%,替代物1-氟萘的回收率在80.1%~96.7%,满足定量分析要求。
2. 研究区多环芳烃的分布特征和来源
2.1 多环芳烃的含量和分布特征
各采样点航道沉积物中PAHs含量见表 2(以干重计)。结果表明,各点多环芳烃组分均普遍检出,14种PAHs的浓度范围介于83.43~5206.97 ng/g,平均值为736.95 ng/g。PAHs含量最高值位于Q2点位,其次是C9、C8和C10。Q2位于江苏启东市红阳港附近,该点位为已停运的航运码头,常年有船舶停靠拆卸维修,船舶漏油可能是导致PAHs浓度最高的主要原因。C9位于崇明岛堡镇排污站的下游,C8的附近为崇明县南门港码头,C10附近也有一货运码头,污水排放、船舶漏油等因素可能造成这些站点PAHs浓度较高。Q4和Q5点位的PAHs浓度最低,该采样点位于启东市长江入海口公园附近,入海口海水的稀释及强烈的交互作用是导致其含量较低的可能原因。
表 2 长江口航道沉积物中PAHs含量Table 2. Concentrations of PAHs in waterway sediments from Qidong and Chongming Island of Yangtze River EstuaryPAHs 长江口启东航道各点位浓度(ng/g) 长江口崇明岛航道各点位浓度(ng/g) Q1 Q2 Q3 Q4 Q5 C1 C2 C3 C4 C5 C6 C7 C8 C9 C10 C11 萘 20.21 57.79 40.98 8.90 10.43 43.92 50.05 30.65 27.16 49.02 50.10 79.77 170.87 195.01 97.39 37.01 苊 17.55 41.42 54.17 1.19 14.01 2.69 0.48 36.80 36.56 63.88 1.08 2.53 183.24 188.76 98.10 38.41 芴 5.36 69.67 11.15 2.62 2.54 7.31 5.69 7.62 7.55 12.94 6.30 7.03 37.91 39.97 20.91 7.45 菲 29.20 470.92 42.16 21.29 13.34 41.98 29.84 31.92 29.03 47.86 34.72 36.04 125.74 136.11 99.13 28.90 蒽 3.45 39.04 6.20 4.66 1.41 2.01 3.61 3.83 3.74 7.12 2.15 1.05 27.29 36.31 18.91 4.47 荧蒽 21.41 820.53 30.06 12.95 9.47 23.77 20.22 24.28 21.33 35.02 25.77 19.85 113.34 167.08 126.28 24.26 芘 21.23 830.49 29.21 10.38 8.72 19.50 19.12 23.97 18.35 32.75 24.73 14.22 119.51 167.84 126.94 24.86 苯并(a)蒽 7.04 441.35 11.23 4.22 3.50 8.35 8.25 9.70 7.99 14.91 11.37 5.93 55.54 91.82 64.23 11.24 屈 7.72 698.61 13.32 6.67 3.96 12.66 11.28 11.07 9.48 17.26 16.62 9.28 56.06 78.66 58.62 11.58 苯并(b)荧蒽 10.13 805.61 21.02 5.60 5.03 13.96 10.87 15.98 14.09 22.64 18.07 8.29 79.22 109.98 82.30 16.58 苯并(k)荧蒽 3.55 314.23 8.24 2.56 1.88 5.16 4.22 5.13 5.51 8.67 7.86 4.32 27.66 41.35 30.12 5.71 苯并(a)芘 5.28 555.96 10.57 1.90 2.00 3.32 4.18 7.94 7.35 13.32 3.98 1.87 50.50 87.01 55.81 9.42 二苯并(a, h)蒽 1.41 43.81 2.66 1.50 0.56 2.26 1.85 1.70 1.93 2.25 3.16 2.07 10.24 14.09 8.53 1.68 苯并(g, h, i)苝 7.73 17.54 13.50 4.04 6.58 8.20 7.04 11.75 13.71 25.33 11.49 6.37 58.61 76.18 62.39 19.03 ∑PAHs 161.27 5206.97 294.47 88.48 83.43 195.09 176.70 222.34 203.78 352.97 217.40 198.62 1115.73 1430.17 949.66 240.60 总体而言,崇明岛南侧长江航道沉积物PAHs含量高于崇明岛北侧和启东一侧,人类活动对航道沉积物PAHs含量有明显的影响。崇明岛南侧为主要的人类活动区域,城市生活污水及工业废水的排放量较大,加之有许多货运码头常年经停船舶;崇明岛北侧主要为生态农业区,启东侧大部分也是以农业为主,受人类活动的影响较小。
就PAHs各单体而言,含量较高的为2~4环污染物。其中菲的含量最高,占各点位PAHs总量的9.04%~24.06%;其次为荧蒽和芘,分别占总量的9.92%~15.76%和7.16%~15.95%;具有高致癌性的PAHs代表性污染物——苯并(a)芘在各个点位均能检出,占PAHs总量的0.94%~10.68%。
2.2 与国内外类似研究的比较
将长江口启东—崇明岛航道沉积物中PAHs含量与国内外类似区域进行比较,有助于进一步了解本地区PAHs的污染水平。表 3列出了本研究及相关区域沉积物中PAHs的含量。
表 3 不同地区河口和近海沉积物多环芳烃含量Table 3. Concentrations of PAHs in coastal and estuary sediments from different regions研究区域 PAHs
测定项目PAHs含量(ng/g) 文献来源 范围 平均值 中
国天津滨海地区 16种 274.06~2656.65 1198.51 卢晓霞等[8] 渤海湾近海 16种 107~265 162 黄国培等[9] 黄河口 16种 47.395~202.628 101.596 刘爱霞等[10] 日照近岸海域 16种 76.2~27512.2 2622.7 郎印海等[11] 长江口邻近海域 16种 99.6~684.4 395.7 王波等[5] 长江口滨岸 16种 737~1812(枯季) 1154 欧冬妮等[6] 235~1516(洪季) 605
长江口启东—
崇明岛航道14种 83.43~5206.97 736.95 本研究 杭州湾潮滩 16种 7.13~226.16 66.16 陈卓敏等[12] 泉州湾 16种 182.8~721.1 353.8 庄婉娥等[13] 珠江口 16种 156.32~9219.78 - 麦碧娴等[14] 九龙江河口 - 280.0~1074.5 646.68 Tian等[15] 湛江湾 16种 41.96~933.90 315.98 Huang等[16] 雷州湾 16种 21.72~319.61 103.91 Huang等[16] 台湾Kaohsiung港 17种 472~16201 5764 Chen等[17] 香港近海养殖区 16种 123~947 450 Wang等[18] 国
外意大利海洋保护区 16种 0.71~1549.91 155.26 Perra等[19] 法国Huveaune河 16种 572~4235 1966±1104 Kanzari等[20] 英国Mersey河口 15种 626~3766 - Vane等[21] 由表 3可见,本研究PAHs含量高于长江口临近海域,其平均值与洪季长江口滨岸沉积物较为接近但低于枯季;与我国其他河口和近海相比,PAHs含量高于黄河口、渤海湾近海、杭州湾潮滩、泉州湾、湛江湾、雷州湾和香港近海养殖区,与天津滨海地区及九龙江河口浓度水平比较接近,远低于珠江口、日照近岸海域和台湾Kaohsiung港。与国外海域相比,PAHs浓度水平明显高于意大利海洋保护区,但低于法国Huveaune河和英国Mersey河口。总体而言,长江口启东—崇明岛航道沉积物中的PAHs处于中等污染水平。
2.3 多环芳烃的来源
环境中PAHs来源主要有自然源和人为源。其中自然来源主要包括:森林火灾、火山喷发以及微生物的作用过程。人为来源包括各种化石燃料(煤、石油和天然气)以及木材不完全燃烧、石油泄漏、工业“三废”排放、固体废弃物焚烧、汽车尾气等[22, 23]。不同污染源产生的PAHs的类型和浓度不同,对环境的贡献率也不一样。Baumard等[24]研究认为同时对菲/蒽(Phe/Ant)以及荧蒽/芘(Fla/Pyr)的比值进行分析,可对沉积物中PAHs的来源作出较为准确的判别。热成因PAHs的Phe/Ant < 10,而油成因PAHs的Phe/Ant>10。热力学性质上,芘比荧蒽更稳定。Sicre等[25]建议:Fla/Pyr < 1,指示沉积物中PAHs主要来源于石油源;Fla/Pyr>1,指示PAHs主要来源于燃料的高温燃烧。煤和木材的燃烧,其Fla/Pyr比值分别为1.4和1。
分别计算本研究区各采样点位Phe/Ant和Fla/Pyr比值,并根据Baumard等[24]和Sicre等[25]的研究结论将PAHs的来源归纳为化石燃料源、石油源以及两者的混合来源,具体分布见图 2。图 2结果表明研究区内PAHs的来源有明显地域特征:C2、C3、Q3、Q4等9个点位的Phe/Ant < 10且Fla/Pyr≥1,点位占所有采样点位的比重为56.25%,说明区域内PAHs的主要来源是化石燃料的高温燃烧;Q2点位的Phe/Ant>10且Fla/Pyr < 1,该点位处于废弃的航运码头附近,石油源是PAHs的主要来源;C1、C7、C8和C10等点位的Phe/Ant和Fla/Pyr比值显示环境中的PAHs是混合来源;此外,C7和C9点位的Fla/Pyr比值分别为1.4和1.0,表明煤燃烧和木材燃烧分别对C7和C9点位的PAHs有一定贡献。
3. 研究区多环芳烃生态风险评价
Long等[26]提出了海洋与河口沉积物中PAHs风险评价标准,并被研究者广泛地用于评价沉积物中PAHs的潜在生态风险。该标准是基于沉积物中PAHs总量以及各单体化合物含量,提出了风险效应低值(effects range low,ERL)和风险效应中值(effects range median,ERM)。若PAHs浓度小于ERL,则说明极少产生负面生态效应;若PAHs浓度介于两者之间,则有潜在的生态风险;若PAHs浓度大于ERM,则说明负面生态效应比较严重。本研究将此标准应用于长江口启东—崇明岛航道,对该区域PAHs的潜在生态风险进行初步评估,结果见表 4。
表 4 长江口启东—崇明岛航道沉积物中PAHs生态风险评价Table 4. Ecological risk assessment of PAHs in waterway sediment from Qidong and Chongming IslandPAHs ERL值
(ng/g)ERM值
(ng/g)< ERL的
点位(个)ERL~ERM的点位 >ERM的
点位(个)萘 160 2100 14 C8,C9 0 苊 16 500 6 Q1,Q2,Q3,C3,C4,
C5,C8,C9,C10,C110 芴 19 540 15 Q2 0 菲 240 1500 15 Q2 0 蒽 85.3 1100 16 0 0 荧蒽 600 5100 15 Q2 0 芘 665 2600 15 Q2 0 苯并(a)蒽 261 1600 15 Q2 0 屈 384 2800 15 Q2 0 苯并(b)荧蒽 - - - - - 苯并(k)荧蒽 - - - - - 苯并(a)芘 430 1600 15 Q2 0 二苯并(a,h)蒽 - - - - - 苯并(g,h,i)苝 63.4 260 15 C9 0 ΣPAHs 4022 44792 15 Q2 0 从表 4可以看出,大部分采样点位蒽等PAHs单体的浓度低于ERL值。但C8和C9点位的萘含量分别为170.78 ng/g和195.01 ng/g,介于ERL和ERM值之间。苊含量在16~500 ng/g范围内的点位有:Q1、Q2、Q3、C3、C4、C5、C8、C9、C10和C11;而C9点位的苯并(g,h,i)苝浓度为76.18 ng/g,高于风险效应低值的标准,这些点位的PAHs具有潜在生态风险。Q2点位的PAHs总量及苊、芴、菲、荧蒽、芘、苯并(a)蒽、屈、苯并(a)芘等单体浓度介于ERL和ERM之间,该点位的潜在生态风险也应予以关注。此外,对于苯并(b)荧蒽、苯并(k)荧蒽、二苯并(a,h)蒽等没有生态风险安全值的PAHs单体,Long等[26]认为这些物质只要在环境中存在就会产生负面的生态效应,而本研究区域内上述几种物质均普遍检出。总体而言,本区域PAHs具有潜在的生态风险,应该引起我们足够的重视。
4. 结语
航道沉积物中PAHs的研究一直是长江口有机地球化学调查比较薄弱的地方,开展此方面的工作一方面可以了解周边污染物的来源及输入状况、判断其对河口环境承载力的影响, 进而评价对人类健康所造成的风险程度,另一方面也为控制和削减污染物的排放提供相关数据资料。因此本文利用加速溶剂萃取-高效液相色谱对长江口启东—崇明岛航道沉积物中14种PAHs进行分析测定,取得了以下几点研究结果:PAHs的分布具有明显的地域特征,与国内外类似研究相比,启东—崇明岛航道沉积物中PAHs处于中等污染水平。区域内多环芳烃化石燃料源所占比重较大,部分点位呈混合污染来源(化石燃料源和石油源)特征,而处于航运码头附近的点位石油源是主要来源。初步风险评价表明,研究区域内部分点位PAHs具有潜在的生态风险。
本研究的成果丰富了长江河口环境有机污染物调查的数据资料,今后应加强区域内水体、生物等环境样品中PAHs的调查和评价工作,同时有必要就各污染源对河口环境中PAHs贡献率开展进一步研究。
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表 1 乙腈-水梯度洗脱时间程序
Table 1 Program of acetonitrile-water gradient elution
洗脱时间(min) 水与乙腈的比例 0 40:60 10 40:60 20 0:100 40 0:100 42 40:60 表 2 长江口航道沉积物中PAHs含量
Table 2 Concentrations of PAHs in waterway sediments from Qidong and Chongming Island of Yangtze River Estuary
PAHs 长江口启东航道各点位浓度(ng/g) 长江口崇明岛航道各点位浓度(ng/g) Q1 Q2 Q3 Q4 Q5 C1 C2 C3 C4 C5 C6 C7 C8 C9 C10 C11 萘 20.21 57.79 40.98 8.90 10.43 43.92 50.05 30.65 27.16 49.02 50.10 79.77 170.87 195.01 97.39 37.01 苊 17.55 41.42 54.17 1.19 14.01 2.69 0.48 36.80 36.56 63.88 1.08 2.53 183.24 188.76 98.10 38.41 芴 5.36 69.67 11.15 2.62 2.54 7.31 5.69 7.62 7.55 12.94 6.30 7.03 37.91 39.97 20.91 7.45 菲 29.20 470.92 42.16 21.29 13.34 41.98 29.84 31.92 29.03 47.86 34.72 36.04 125.74 136.11 99.13 28.90 蒽 3.45 39.04 6.20 4.66 1.41 2.01 3.61 3.83 3.74 7.12 2.15 1.05 27.29 36.31 18.91 4.47 荧蒽 21.41 820.53 30.06 12.95 9.47 23.77 20.22 24.28 21.33 35.02 25.77 19.85 113.34 167.08 126.28 24.26 芘 21.23 830.49 29.21 10.38 8.72 19.50 19.12 23.97 18.35 32.75 24.73 14.22 119.51 167.84 126.94 24.86 苯并(a)蒽 7.04 441.35 11.23 4.22 3.50 8.35 8.25 9.70 7.99 14.91 11.37 5.93 55.54 91.82 64.23 11.24 屈 7.72 698.61 13.32 6.67 3.96 12.66 11.28 11.07 9.48 17.26 16.62 9.28 56.06 78.66 58.62 11.58 苯并(b)荧蒽 10.13 805.61 21.02 5.60 5.03 13.96 10.87 15.98 14.09 22.64 18.07 8.29 79.22 109.98 82.30 16.58 苯并(k)荧蒽 3.55 314.23 8.24 2.56 1.88 5.16 4.22 5.13 5.51 8.67 7.86 4.32 27.66 41.35 30.12 5.71 苯并(a)芘 5.28 555.96 10.57 1.90 2.00 3.32 4.18 7.94 7.35 13.32 3.98 1.87 50.50 87.01 55.81 9.42 二苯并(a, h)蒽 1.41 43.81 2.66 1.50 0.56 2.26 1.85 1.70 1.93 2.25 3.16 2.07 10.24 14.09 8.53 1.68 苯并(g, h, i)苝 7.73 17.54 13.50 4.04 6.58 8.20 7.04 11.75 13.71 25.33 11.49 6.37 58.61 76.18 62.39 19.03 ∑PAHs 161.27 5206.97 294.47 88.48 83.43 195.09 176.70 222.34 203.78 352.97 217.40 198.62 1115.73 1430.17 949.66 240.60 表 3 不同地区河口和近海沉积物多环芳烃含量
Table 3 Concentrations of PAHs in coastal and estuary sediments from different regions
研究区域 PAHs
测定项目PAHs含量(ng/g) 文献来源 范围 平均值 中
国天津滨海地区 16种 274.06~2656.65 1198.51 卢晓霞等[8] 渤海湾近海 16种 107~265 162 黄国培等[9] 黄河口 16种 47.395~202.628 101.596 刘爱霞等[10] 日照近岸海域 16种 76.2~27512.2 2622.7 郎印海等[11] 长江口邻近海域 16种 99.6~684.4 395.7 王波等[5] 长江口滨岸 16种 737~1812(枯季) 1154 欧冬妮等[6] 235~1516(洪季) 605
长江口启东—
崇明岛航道14种 83.43~5206.97 736.95 本研究 杭州湾潮滩 16种 7.13~226.16 66.16 陈卓敏等[12] 泉州湾 16种 182.8~721.1 353.8 庄婉娥等[13] 珠江口 16种 156.32~9219.78 - 麦碧娴等[14] 九龙江河口 - 280.0~1074.5 646.68 Tian等[15] 湛江湾 16种 41.96~933.90 315.98 Huang等[16] 雷州湾 16种 21.72~319.61 103.91 Huang等[16] 台湾Kaohsiung港 17种 472~16201 5764 Chen等[17] 香港近海养殖区 16种 123~947 450 Wang等[18] 国
外意大利海洋保护区 16种 0.71~1549.91 155.26 Perra等[19] 法国Huveaune河 16种 572~4235 1966±1104 Kanzari等[20] 英国Mersey河口 15种 626~3766 - Vane等[21] 表 4 长江口启东—崇明岛航道沉积物中PAHs生态风险评价
Table 4 Ecological risk assessment of PAHs in waterway sediment from Qidong and Chongming Island
PAHs ERL值
(ng/g)ERM值
(ng/g)< ERL的
点位(个)ERL~ERM的点位 >ERM的
点位(个)萘 160 2100 14 C8,C9 0 苊 16 500 6 Q1,Q2,Q3,C3,C4,
C5,C8,C9,C10,C110 芴 19 540 15 Q2 0 菲 240 1500 15 Q2 0 蒽 85.3 1100 16 0 0 荧蒽 600 5100 15 Q2 0 芘 665 2600 15 Q2 0 苯并(a)蒽 261 1600 15 Q2 0 屈 384 2800 15 Q2 0 苯并(b)荧蒽 - - - - - 苯并(k)荧蒽 - - - - - 苯并(a)芘 430 1600 15 Q2 0 二苯并(a,h)蒽 - - - - - 苯并(g,h,i)苝 63.4 260 15 C9 0 ΣPAHs 4022 44792 15 Q2 0 -