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长江口启东—崇明岛航道沉积物中多环芳烃分布来源及生态风险评价

沈小明, 吕爱娟, 沈加林, 胡璟珂, 时磊, 蔡小虎

沈小明, 吕爱娟, 沈加林, 胡璟珂, 时磊, 蔡小虎. 长江口启东—崇明岛航道沉积物中多环芳烃分布来源及生态风险评价[J]. 岩矿测试, 2014, 33(3): 379-385.
引用本文: 沈小明, 吕爱娟, 沈加林, 胡璟珂, 时磊, 蔡小虎. 长江口启东—崇明岛航道沉积物中多环芳烃分布来源及生态风险评价[J]. 岩矿测试, 2014, 33(3): 379-385.
Xiao-ming SHEN, Ai-juan LV, Jia-lin SHEN, Jing-ke HU, Lei SHI, Xiao-hu CAI. Distribution Characteristics, Sources and Ecological Risk Assessment of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Waterway Sediments from Qidong and Chongming Island of Yangtze River Estuary[J]. Rock and Mineral Analysis, 2014, 33(3): 379-385.
Citation: Xiao-ming SHEN, Ai-juan LV, Jia-lin SHEN, Jing-ke HU, Lei SHI, Xiao-hu CAI. Distribution Characteristics, Sources and Ecological Risk Assessment of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Waterway Sediments from Qidong and Chongming Island of Yangtze River Estuary[J]. Rock and Mineral Analysis, 2014, 33(3): 379-385.

长江口启东—崇明岛航道沉积物中多环芳烃分布来源及生态风险评价

基金项目: 

中国地质大调查项目资助(1212010816020)

详细信息
    作者简介:

    沈小明, 博士研究生, 主要从事有机污染物分析测试及环境行为研究. E-mail: xiaomings007@126.com

  • 中图分类号: O625.1;X826

Distribution Characteristics, Sources and Ecological Risk Assessment of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Waterway Sediments from Qidong and Chongming Island of Yangtze River Estuary

  • 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。

  • 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。

    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)。

    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。

    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。

    图  1  研究区域采样点分布
    Figure  1.  Distribution of sampling sites in study area

    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。

    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。

    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
    040:60
    1040:60
    200:100
    400:100
    4240:60
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    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。

    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 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)
    Q1Q2Q3Q4Q5C1C2C3C4C5C6C7C8C9C10C11
    20.2157.7940.988.9010.4343.9250.0530.6527.1649.0250.1079.77170.87195.0197.3937.01
    17.5541.4254.171.1914.012.690.4836.8036.5663.881.082.53183.24188.7698.1038.41
    5.3669.6711.152.622.547.315.697.627.5512.946.307.0337.9139.9720.917.45
    29.20470.9242.1621.2913.3441.9829.8431.9229.0347.8634.7236.04125.74136.1199.1328.90
    3.4539.046.204.661.412.013.613.833.747.122.151.0527.2936.3118.914.47
    荧蒽21.41820.5330.0612.959.4723.7720.2224.2821.3335.0225.7719.85113.34167.08126.2824.26
    21.23830.4929.2110.388.7219.5019.1223.9718.3532.7524.7314.22119.51167.84126.9424.86
    苯并(a)蒽7.04441.3511.234.223.508.358.259.707.9914.9111.375.9355.5491.8264.2311.24
    7.72698.6113.326.673.9612.6611.2811.079.4817.2616.629.2856.0678.6658.6211.58
    苯并(b)荧蒽10.13805.6121.025.605.0313.9610.8715.9814.0922.6418.078.2979.22109.9882.3016.58
    苯并(k)荧蒽3.55314.238.242.561.885.164.225.135.518.677.864.3227.6641.3530.125.71
    苯并(a)芘5.28555.9610.571.902.003.324.187.947.3513.323.981.8750.5087.0155.819.42
    二苯并(a, h)蒽1.4143.812.661.500.562.261.851.701.932.253.162.0710.2414.098.531.68
    苯并(g, h, i)苝7.7317.5413.504.046.588.207.0411.7513.7125.3311.496.3758.6176.1862.3919.03
    ∑PAHs161.275206.97294.4788.4883.43195.09176.70222.34203.78352.97217.40198.621115.731430.17949.66240.60
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    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%。

    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

    天津滨海地区16种274.06~2656.651198.51卢晓霞等[8]
    渤海湾近海16种107~265162黄国培等[9]
    黄河口16种47.395~202.628101.596刘爱霞等[10]
    日照近岸海域16种76.2~27512.22622.7郎印海等[11]
    长江口邻近海域16种99.6~684.4395.7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83.43~5206.97736.95本研究
    杭州湾潮滩16种7.13~226.1666.16陈卓敏等[12]
    泉州湾16种182.8~721.1353.8庄婉娥等[13]
    珠江口16种156.32~9219.78-麦碧娴等[14]
    九龙江河口-280.0~1074.5646.68Tian等[15]
    湛江湾16种41.96~933.90315.98Huang等[16]
    雷州湾16种21.72~319.61103.91Huang等[16]
    台湾Kaohsiung港17种472~162015764Chen等[17]
    香港近海养殖区16种123~947450Wang等[18]

    意大利海洋保护区16种0.71~1549.91155.26Perra等[19]
    法国Huveaune河16种572~42351966±1104Kanzari等[20]
    英国Mersey河口15种626~3766-Vane等[21]
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    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。

    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。

    图  2  启东—崇明岛航道沉积物PAHs来源诊断
    Figure  2.  Diagnostic ratios of PAHs in waterway sediments from Qidong and Chongming Island

    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 Island
    PAHsERL值
    (ng/g)
    ERM值
    (ng/g)
    < ERL的
    点位(个)
    ERL~ERM的点位>ERM的
    点位(个)
    160210014C8,C90
    165006Q1,Q2,Q3,C3,C4,
    C5,C8,C9,C10,C11
    0
    1954015Q20
    240150015Q20
    85.311001600
    荧蒽600510015Q20
    665260015Q20
    苯并(a)蒽261160015Q20
    384280015Q20
    苯并(b)荧蒽-----
    苯并(k)荧蒽-----
    苯并(a)芘430160015Q20
    二苯并(a,h)蒽-----
    苯并(g,h,i)苝63.426015C90
    ΣPAHs40224479215Q20
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    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。

    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。

  • 图  1   研究区域采样点分布

    Figure  1.   Distribution of sampling sites in study area

    图  2   启东—崇明岛航道沉积物PAHs来源诊断

    Figure  2.   Diagnostic ratios of PAHs in waterway sediments from Qidong and Chongming Island

    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
    040:60
    1040:60
    200:100
    400:100
    4240:60
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    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)
    Q1Q2Q3Q4Q5C1C2C3C4C5C6C7C8C9C10C11
    20.2157.7940.988.9010.4343.9250.0530.6527.1649.0250.1079.77170.87195.0197.3937.01
    17.5541.4254.171.1914.012.690.4836.8036.5663.881.082.53183.24188.7698.1038.41
    5.3669.6711.152.622.547.315.697.627.5512.946.307.0337.9139.9720.917.45
    29.20470.9242.1621.2913.3441.9829.8431.9229.0347.8634.7236.04125.74136.1199.1328.90
    3.4539.046.204.661.412.013.613.833.747.122.151.0527.2936.3118.914.47
    荧蒽21.41820.5330.0612.959.4723.7720.2224.2821.3335.0225.7719.85113.34167.08126.2824.26
    21.23830.4929.2110.388.7219.5019.1223.9718.3532.7524.7314.22119.51167.84126.9424.86
    苯并(a)蒽7.04441.3511.234.223.508.358.259.707.9914.9111.375.9355.5491.8264.2311.24
    7.72698.6113.326.673.9612.6611.2811.079.4817.2616.629.2856.0678.6658.6211.58
    苯并(b)荧蒽10.13805.6121.025.605.0313.9610.8715.9814.0922.6418.078.2979.22109.9882.3016.58
    苯并(k)荧蒽3.55314.238.242.561.885.164.225.135.518.677.864.3227.6641.3530.125.71
    苯并(a)芘5.28555.9610.571.902.003.324.187.947.3513.323.981.8750.5087.0155.819.42
    二苯并(a, h)蒽1.4143.812.661.500.562.261.851.701.932.253.162.0710.2414.098.531.68
    苯并(g, h, i)苝7.7317.5413.504.046.588.207.0411.7513.7125.3311.496.3758.6176.1862.3919.03
    ∑PAHs161.275206.97294.4788.4883.43195.09176.70222.34203.78352.97217.40198.621115.731430.17949.66240.60
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    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

    天津滨海地区16种274.06~2656.651198.51卢晓霞等[8]
    渤海湾近海16种107~265162黄国培等[9]
    黄河口16种47.395~202.628101.596刘爱霞等[10]
    日照近岸海域16种76.2~27512.22622.7郎印海等[11]
    长江口邻近海域16种99.6~684.4395.7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83.43~5206.97736.95本研究
    杭州湾潮滩16种7.13~226.1666.16陈卓敏等[12]
    泉州湾16种182.8~721.1353.8庄婉娥等[13]
    珠江口16种156.32~9219.78-麦碧娴等[14]
    九龙江河口-280.0~1074.5646.68Tian等[15]
    湛江湾16种41.96~933.90315.98Huang等[16]
    雷州湾16种21.72~319.61103.91Huang等[16]
    台湾Kaohsiung港17种472~162015764Chen等[17]
    香港近海养殖区16种123~947450Wang等[18]

    意大利海洋保护区16种0.71~1549.91155.26Perra等[19]
    法国Huveaune河16种572~42351966±1104Kanzari等[20]
    英国Mersey河口15种626~3766-Vane等[21]
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    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

    PAHsERL值
    (ng/g)
    ERM值
    (ng/g)
    < ERL的
    点位(个)
    ERL~ERM的点位>ERM的
    点位(个)
    160210014C8,C90
    165006Q1,Q2,Q3,C3,C4,
    C5,C8,C9,C10,C11
    0
    1954015Q20
    240150015Q20
    85.311001600
    荧蒽600510015Q20
    665260015Q20
    苯并(a)蒽261160015Q20
    384280015Q20
    苯并(b)荧蒽-----
    苯并(k)荧蒽-----
    苯并(a)芘430160015Q20
    二苯并(a,h)蒽-----
    苯并(g,h,i)苝63.426015C90
    ΣPAHs40224479215Q20
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图(2)  /  表(4)
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出版历程
  • 收稿日期:  2013-11-22
  • 录用日期:  2014-03-15
  • 发布日期:  2014-03-24

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