2017, Vol. 38
2. 中国地质大学环境学院, 武汉 430074
, HU Tian-peng1,2 , XING Xin-li2 , ZHENG Huang2 , ZHANG Li1 , ZHAN Chang-lin1 , LIU Hong-xia1 , XIAO Wen-sheng1 , QI Shi-hua2
2. School of Environmental Studies, China University of Geosciences, Wuhan 430074, China
多环芳烃(PAHs)是中性、 非极性广泛存在于环境中的一类持久性有机污染物(POPs)，含有两个或两个以上芳香环，因其高熔点、 高持久性及“三致”(致癌、 致畸、 致突变)特性[1, 2]，多环芳烃通常会对水环境中生物体产生遗传毒性，并通过食物链累积对人体健康产生危害，PAHs成为全球性研究热点问题，近年来关于PAHs 破坏人体内分泌活动报道十分常见[3, 4]. 环境中的多环芳烃污染物主要是人为来源，如石油的直接泄漏以及石油产品精炼、 加工或者石油、 木材及其他有机质的燃烧，少量来自于火山爆发，森林火灾以及岩石分化等自然源[5~8]. 因此，了解多环芳烃地球化学行为包括他们的分布、 来源对于环境污染防治工作开展具有非常重要的意义.
黄石市位于湖北省东南部，是我国矿冶历史名城，大冶湖是黄石市面积最大的天然湖泊，为长江中下游代表性中型浅水湖泊，湖体狭长，呈东西走向，后流入长江. 大冶湖主要接纳地表径流以及周边排污，湖泊面积约为63.4 km2，平均水位约16 m，最大蓄水量可达2×108 m3. 大冶湖底和四周储藏有大量的金属矿藏，至今流域内已被探明的矿产资源多达43种，其中以铜、 铁、 金、 煤、 钼、 硫等矿产资源储藏量最为丰富，因而采矿、 选矿、 黑色和有色金属冶炼业十分发达，是我国九大有色冶炼业基地之一，这些矿产及工业大多分布于湖区上游及西岸，重金属冶炼过程中产生的大量有机污染物(如PAHs)，曾长期未经处理直接进入湖泊水体及沉积物，存在较严重生态环境风险. 而大冶湖流域随着经济开发圈的建成，逐步由郊区扩展为城区. 因此，查明大冶湖水体及沉积物中PAHs污染水平、 组成及分布，开展大冶湖PAHs来源与风险评价，对于环大冶湖生态新区建设具有科学的指导意义，可为大冶湖等浅水湖泊的有机污染物防治提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 样品采集于2015年8月根据大冶湖的走向，尽量靠湖中线，按照等距离分布依次用抓斗式采样器共采集了8个表层沉积物样品，在采集沉积物样品之前先于水面20 cm以下采集配套表层水体样品. 沉积物样品采集后置于聚乙烯密实袋中，水样采集后保存于事先用丙酮清洗、 现场用待采集处的水体再润洗3次的棕色玻璃瓶中，采样现场使用冰块保存所采集的表层沉积物及水体样品，运回实验室后，在-20℃条件下保存样品待分析. 采样点分布如图 1.
|
图 1 采样点示意 Fig. 1 Sampling sites |
沉积物样品处理：表层沉积物经自然阴干，并去除动植物残体及杂质后，称取10 g样品及加入5.0 μL回收率指示物氘代萘(Naphthalene-d8)、 氘代二氢苊(Acenaphthene-d10)、 氘代菲(Phenanthrene-d10)、 氘代(Chrysene-d12)和氘代苝(Perylene-d12)，用CH2Cl2 120~140 mL水浴温度45℃下，在索氏提取器内抽提24 h，并用铜片脱硫.
水样处理：取1 L水样置于分液漏斗中，加入5.0 μL回收率指示物，然后立即加入25 mL CH2Cl2 进行萃取，重复萃取3次.
沉积物及水样处理后的抽提液经旋蒸仪(德国Heidolph RE-52)40℃条件下浓缩至约5 mL后，加入5~10 mL正己烷，继续浓缩至约5 mL. 浓缩液通过装有去活化的硅胶和氧化铝(体积比2∶1)的层析柱净化分离. 用二氯甲烷和正己烷(体积比2∶3)混合液淋洗. 淋洗液浓缩至0.5 mL，转移至2 mL细胞瓶，用柔和的氮气(纯度＞99.99%)吹至0.2 mL，加入内标标准物，低温保存至上机分析. 其中，硅胶置于烘箱180℃烘12 h，氧化铝置于烘箱270℃烘12 h，作用是使其达到活化效果. 冷却后，分别加3%质量比的去离子水去活化.
1.3 仪器分析和试剂标准采用Agilent公司气相色谱-质谱联用仪(GC-MS 7890A-5975C MSD)分析16种美国EPA优控PAHs污染物，色谱柱为DB-5MS熔融石英毛细柱(30 m×0.25 mm×0.25 μm). 色谱柱程序升温：初始温度85℃，持续2 min； 以4℃·min-1升温至290℃后，持续25 min，直至所有组分从色谱柱中流出. 进样口温度为280℃，载气为氦气(纯度＞99.99%)，流速为1mL·min-1，不分流进样，进样量为1.0 μL.
美国环保署(USEPA)列出的16种优控PAHs污染物：2~3环包括萘(Nap)、 苊烯(Acy)、 苊 (Ace)、 芴(Flu)、 菲(Phe)、 蒽(Ant)这6种，4环包括芘(Pyr)、 荧蒽(Fla)、 苯并[a]蒽(BaA)、(Chr)这4种，5环包括苯并[b]荧蒽(BbF)、 苯并[k]荧蒽(BkF)、 苯并[a]芘(BaP)、 二苯并[a,h]蒽(DBA)这4种，6环包括茚并[1,2,3-cd]芘(IcdP)、 苯并[ghi]苝(BghiP)这2种. PAHs混合标准液(美国 Supeco)：含萘-d8、 苊-d10、 菲-d10、 -d12和苝-d12，所使用有机试剂正己烷(色谱纯)购自美国 Tedia 公司，二氯甲烷(色谱纯)购自美国 J.T.Baker 公司，内标标准物：六甲基苯.
1.4 质量控制/质量保证(QA/QC)沉积物和水样处理过程中都使用平行样、 方法空白和程序空白进行质量控制和保证. 方法空白中无目标化合物检出，平行样分析中PAHs相对偏差均小于10%，在误差允许范围内. Nap-D8、 Acy-D10、 Phe-D10、 Chr-D12和Pyr-D12的平均回收率分别是58%±6%、 82%±9%、 108%±10%、 112%±13%及118%±11%. 最终结果经回收率校正.
2 结果与讨论 2.1 表层沉积物及水体中PAHs污染水平表层沉积物及其配套水体中PAHs含量见表 1所示. 在表层沉积物中ΣPAHs含量范围为35.94~2 032.73 ng·g-1，均值为940.61 ng·g-1； 7种致癌单体多环芳烃Σ7PAHs含量范围为18.16~1 289.92 ng·g-1，均值为576.32 ng·g-1. 而在水体中ΣPAHs含量范围为，27.94~242.95 ng·L-1，均值为107.77 ng·L-1； 7种致癌单体多环芳烃Σ7PAHs含量范围为14.82~94.79 ng·L-1，均值
|
表 1 大冶湖表层沉积物及表层水体中PAHs含量 1) Table 1 Concentrations of PAHs in the surface sediment and surface water from the Daye Lake |
为62.60 ng·L-1. 我国尚无评判PAHs污染水平的标准，根据Long等[9]的生态风险评价原则，没有最低安全阈值的高环致癌性多环芳烃BkF和BbF只要存在于环境中，就会对生物体健康产生威胁，在整个大冶湖采样区这两种PAH单体检出率在沉积物和水体中都为100%，且与美国EPA标准比较大冶湖水体中7种致癌PAHs中BaP、 BkF、 BbF这3种超标率均为100%，而我国地表水环境质量标准(GB 3838-2002)中规定BaP的限值为2.8 ng·L-1在大冶湖水体中BaP超标率达100%，表明研究区PAHs污染存在一定的风险.
大冶湖表层沉积物中PAHs处于中等污染水平与国内其他典型的河流、 湖泊对比(表 2)，大冶湖表层沉积物中PAHs含量远高于柘林湾养殖区、 浙江千岛湖和太湖、 略高于巢湖及太湖沉积物中PAHs含量，远低于辽河表层沉积物中PAHs含量，略低于珠江表层沉积物中的PAHs，与安庆长江沿岸湖泊群以及厦门杏林湾表层沉积物中PAHs污染水平相当； 大冶湖水体中PAHs含量远高于珠江近海口以及舟山青浜岛水体中PAHs的含量，略高于西江水体PAHs的含量，低于巢湖水体、 湖南饮用水以及广东养殖鱼塘水体中PAHs含量，远低于辽河大庆湖泊群以及钱塘江水体中PAHs含量. 与国内相关研究对比可知大冶湖沉积物中多环芳烃污染与国内湖泊、 河流污染程度大致相同，而水体中多环芳烃较之于国内湖泊、 河流污染程度较轻.
|
|
表 2 国内典型湖泊、 河流中沉积物、 水体PAHs含量 Table 2 Concentrations of PAHs in the sediment and water from domestic and overseas typical lakes and rivers |
2.2 表层沉积物及水体中PAHs分布及组成 2.2.1 表层沉积物及水体中PAHs分布
大冶湖表层沉积物及水体中PAHs分布及组成如图 2图所示. 由图 2(a)可知，沉积物中PAHs除了D8处外其他采样处的含量都较高，因大冶湖周边排污口很多，且尹家湖、 红星湖、 三里七湖这3个内湖的污染物直接排放至大冶湖，对大冶湖污染影响较大； 表层沉积物中PAHs分布呈现湖中心高于岸边的趋势，可能与排污口冲刷，表层沉积物扰动岸边较湖心处大相关，最高值点在D5处，而D5处水体PAHs含量也较高，可能是排污口水体交换频繁、 水流将污染物更多携带到水流最低区域(湖心区域)，进而沉降到沉积物中，最小值出现在D8采样点，主要是因为D8靠近金海煤业开发区，接近西塞山开发区的南沿，新港物流园的西边界及韦源口排污口，表层沉积物受水体扰动大，颗粒物很难沉积，而表层沉积物中PAHs主要来自于水中悬浮颗粒物[6]，颗粒物所吸附的PAHs随颗粒物一起沉积至沉积物中.
|
图 2 大冶湖表层沉积物及表层水体中PAHs分布及组成 Fig. 2 Distribution and constitution of PAHs in the surface sediment and water from the Daye Lake |
PAHs在水体中的分布与在表层沉积物中的分布大致呈相反趋势，库岸区高于湖心区，ΣPAHs含量峰值在入湖区D1处，最小值在湖中心区D4处. D1、 D2、 D3靠近尹家湖、 红星湖、 三里七湖这3个内湖入湖口，受内湖周边矿冶生产影响较大，其中D1处接近大港排污口； D4为湖心位置，水体扰动较小，且受工矿企业等污染源影响较小，水体中多环芳烃含量较低； 而D6、 D7、 D8处靠近金海煤业开发区，其中D8处水体污染较严重，PAHs含量较高； D5处水体PAHs含量也较高，一方面可能与D5处围网养鱼以及插网捕鱼有关，围网使得污染物集聚在网沿处，污染物难以扩散，从而引起水体PAHs含量增加，柯盛等[25]证实养殖污染源对水体PAHs影响远大于生活等污染源的影响； 另一方面可能与水体-沉积物处于吸附-解析动态平衡状态有关.
2.2.2 表层沉积物及水体中PAHs组成有研究证实冶炼厂周边环境介质中PAHs组成以高环PAHs化合物为主[26, 27]，大冶湖表层沉积物与水体中PAHs组成与其他冶炼厂周边环境中PAHs组成相一致. 由图 2(b)可知，大冶湖表层沉积物中4~5环HMW-PAHs明显高于2~3环LMW-PAHs的含量，表层沉积物中4~5环占ΣPAHs的65.7%~71.3%，平均71.2%； 而在水体中主要以2环以及4环和5环PAHs为主，占水体中ΣPAHs的68%~97.55%，其中HMW-PAHs含量占ΣPAHs的57.8%，3环以及6环PAHs含量基本可以忽略不计，特别是6环PAHs仅在D1、 D6、 D8处有检出，说明大冶湖水体及表层沉积物中PAHs受矿冶冶炼影响较严重. 水体中6环PAHs大多未检出而沉积物中6环PAHs含量也较低，但两者之间PAHs组成相对比沉积物中6环的PAHs所占ΣPAHs比例远高于水体，说明PAHs在环境介质之间迁移分配的过程中，4~6环的PAHs化合物更加容易富集到沉积物中. HMW-PAHs特别是5环及6环PAHs具有强烈的致癌特性，而在大冶湖沉积物及水体中5环及5环以上的PAHs含量都占ΣPAHs的30%以上，说明研究区内5~6环组分可能会通过食物链富集从而对人体产生影响，特别对于大冶湖这样的淡水养殖场需要对PAHs污染加以关注.
2.3 表层沉积物及水体中PAHs来源解析在环境介质中PAHs来源主要是人为来源，自然来源贡献很低[28, 29]. 人为来源主要为高温燃烧过程排放和石油产品的挥发、 泄漏、 低温转化不完全燃烧等，HMW-PAHs主要来自于生物质及化石燃料的高温燃烧所排放，而2~3环LMW-PAHs则主要来源于石油产品的低温转化、 不完全燃烧以及石油及其精炼品的挥发、 泄漏等[28, 29]. 本研究利用PAHs组分分子比例诊断法来分析大冶湖表层沉积物及水体中PAHs的来源(图 3).
|
图 3 大冶湖表层沉积物及表层水体中PAHs来源解析 Fig. 3 Sources of the PAHs in the surface sediment and water from the Daye Lake |
运用同分异构体比值进一步判断PAHs的来源，在实际运用中，往往选择稳定性较好的PAH同系物作为源解析的标志物，基于PAH同系物之间比值来区分燃烧源以及石油源，包括Ant/(Ant+Phe)、 Fla/(Fla+Pyr)、 BaA/(BaA+Chr)和IcdP/(IcdP+BghiP)等. 在本研究的水体中由于很多单体在水中未检出，则选取Fla/(Fla+Pyr)、 BaA/(BaA+Chr)来推断PAHs的来源. 大量研究证实[6, 8, 30, 31]，当Fla/(Fla+Pyr)＜0.4时，指示石油泄漏源，介于0.4~0.5之间时，指示石油及其精炼品的燃烧源，＞0.5时，指示煤等化石燃料及生物质的燃烧源； 当BaA/(BaA+Chr)＜0.2时，表明主要是石油泄漏污染源，＞0.35时表示煤等化石燃料及生物质的燃烧源，介于两者之间则指示石油及其精炼品的燃烧源. 在大冶湖水体及沉积物中Fla/(Fla+Pyr)比值都大于0.4，表明大冶湖水体及沉积物中PAHs都源自于石油或者生物质、 煤等的燃烧； 在大冶湖沉积物中BaA/(BaA+Chr)比值除了D1、 D2、 D3介于0.2~0.35之间，其他点位比值都大于0.35，而在水体中由于D6、 D7两个点位BaA及Chr未检出，其他点位BaA/(BaA+Chr)比值都大于0.35，表明大冶湖水体及沉积物中PAHs主要受高温燃烧来源的影响. 来源解析显示大冶湖水体及沉积物中PAHs主要来自于燃烧源，而黄石市是一个矿冶之城，冶炼厂高温燃烧对于大冶湖水体沉积物中PAHs有显著地贡献，在所有采样点沉积物中高分子量PAHs都占据绝大部分，反映出了沉积物受矿冶冶炼长期累积污染的效应，同时也表现出了沉积物是POPs汇的特性.
2.4 沉积物生态风险评价质量基准法和质量标准法是用来评估土壤及沉积物中PAHs潜在生态风险的常用方法，本研究利用Long等[9]提出的沉积物质量基准以及加拿大于2006年发布的多环芳烃沉积物质量标准[12, 32, 33]对大冶湖沉积物潜在生态风险进行表征，评价结果见表 3. 质量基准法分为效应低值(ERL)对生物体毒副作用发生的风险几率<10%和对生物体毒副作用发生的风险几率>50%的效应中值(ERM)，相对污染系数RCF是对沉积物中PAHs污染的定量表征，RCF为沉积物中PAHs浓度与效应低值的比值； 质量标准法分为5个阈值REL、 TEL、 OEL、 PEL、 FEL，分别表示罕见效应、 临界效应、 偶然效应、 可能效应以及频繁效应的浓度阈值[12, 32, 33]，将16种优控PAHs任一种超过最高限值的点位给标注出，见表 3.
|
|
表 3 沉积物质量基准法及质量标准法阈值及评价结果1) Table 3 Threshold and evaluation result of sediment quality guidelines and quality standard |
质量基准法评价结果显示：大冶湖表层沉积物中Flu及DBA两种单体PAH在D3、 D6、 D7都超出了ERL，介于ERL~ERM之间，而DBA在D4、 D5也超出了ERL，介于ERL~ERM之间，证明在大冶湖沉积物中PAHs潜在生态风险发生几率不大. 但在D5处非常接近效应区间中值(ERM)，且无最低安全阈值的致癌PAHs单体BbF、 BkF和IcdP在大冶湖沉积物中检出率均高达100%，无最低安全阈值的PAHs只要存在于环境中就会对生物体产生毒副作用.
质量标准法评价结果显示：D8小于REL，低于罕见效应浓度值，对生物的不良影响概率可以忽略不计，但D8处水体PAHs含量较高，尤其是D8处靠近两个工业园区，一个物流园区，需要对D8处水体以及排污口进行长期监测，防止PAHs污染进一步加重； D1介于TEL和OEL之间，对生物的不良影响概率较低，但D1为大冶湖外湖入湖口，且水体中PAHs含量最高，需加强检测，最好能够长期在线监测，控制污染物排放入湖； D2、 D4、 D6这3个点位PAHs浓度介于OEL与PEL之间，这3处表层沉积物中PAHs对生物的潜在危害较大； 表层沉积物中PAHs对生物潜在危害最大出现在D3、 D5、 D7这3个点位，PAHs浓度介于PEL与FEL之间，而D5处为淡水养殖边界处，且水体PAHs含量也较高，需要引起关注，并对沉积物毒性风险进行评估，对PAHs污染采取治理措施. 大冶湖所有采样点位中检出的PAHs浓度效应值都低于FEL值，表明大冶湖沉积物对生物体潜在风险不高. 但D5、 D6、 D7靠近大冶湖渔业养殖区域，且生态风险概率也处于中度偏高水准，因此该区域清淤工作需要重点清理，且清淤后的底泥需要妥善处置，以免引起二次污染. 结合质量基准法和质量标准法可以看出大冶湖表层沉积物中最易对生物体造成危害的PAHs单体化合物是Flu、 DBA以及没有最低安全限值的BbF、 BkF和IcdP，对生物的不良影响概率最高处是D3、 D5、 D7.
2.5 水体健康风险评价利用USEPA推荐的终生致癌风险(ILCRs)结合毒性当量浓度(TEQBaP)[10, 34, 35]对大冶湖水体中PAHs对人体的潜在致癌风险进行定量表征，地表水及地下水体PAHs主要经过摄入以及皮肤接触两个暴露方式会对人体产生潜在致癌风险，计算公式如下(其中各参数含义及取值见表 4)[35~37]：
|
|
|
表 4 终生致癌风险评价参数 [35~37] Table 4 Parameters used for estimation of the incremental lifetime cancer risks (ILCRs) |
由表 5可知大冶湖水体中PAHs总致癌风险(ΣILCRs)为1.49×10-5~1.59×10-6 a-1之间，均值为5.08×10-6 a-1； 通过皮肤接触途径产生的致癌风险介于4.57×10-9~4.26×10-8 a-1，均值为1.46×10-8 a-1，通过直接摄入途径产生的致癌风险介于1.56×10-5~1.48×10-6 a-1之间，均值为5.06×10-6 a-1，通过摄入暴露途径产生的致癌风险是皮肤接触暴露途径的103~104倍. 大冶湖水体中PAHs总致癌风险(ΣILCRs)都介于USEPA所推荐的可接受致癌风险水平(10-6~10-4)之间，除D1、 D5、 D8这3处外都低于国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大可接受风险水平5.0×10-6 a-1，D1处致癌风险是ICRP最大可接受风险水平的2.98倍，但都高于瑞典环保局和英国皇家协会推荐的最大可接受风险水平1.0×10-6 a-1，D1处甚至超出了该限值一个数量级. 致癌风险最高出现在D1处，最低值出现在D6处. 需要对入湖区加以防治，对3个内湖水体污染加以治理，防治内湖污染物对大冶湖水体的进一步污染. 大冶湖水体中ILCRs值分布与TEQBaP分布相一致，而TEQBaP值与7种致癌物质浓度有关，因此ILCRs值与7种致癌PAHs浓度呈正相关关系，所以ILCRs最低值出现在D6处而不是ΣPAHs最低值D4处，因为D4处7种致癌PAHs浓度含量高于D6处也高于D7处，因此D4处健康风险反而比D6、 D7处要高. 虽然大冶湖不是饮用水源地，但多环芳烃亲脂疏水特性使其可以在生物体内大量富集，通过食物链最终进入人体，而大冶湖为淡水渔业养殖场，因此实际致癌风险还大于计算值. 因此需要对大冶湖多环芳烃污染开展防治工作，特别是入湖区，需要对3个内湖排进大冶湖的水体进行监控，并对3个内湖水体加以治理.
|
|
表 5 水体中PAHs毒性当量浓度及终生致癌风险 (ILCR) Table 5 TEQBaP and incremental lifetime cancer risks of the PAHs in water from the Daye Lake |
3 结论
(1) 在大冶湖表层沉积物及水体中16种EPA优控PAHs，ΣPAHs分别为35.94~2 032.73 ng·g-1、 27.94~242.95 ng·L-1，平均值含量分别为940.61 ng·g-1、 107.77 ng·L-1，表层沉积物污染呈现湖中高于岸边趋势，水体则呈相反趋势，表层沉积物中以4~5环高环化合物为主要组分，在水体中主要以2环以及4环和5环PAHs为主，大冶湖与国内其他湖泊污染水平相当，需对清淤后的污泥进行妥善处置.
(2) 来源解析表明大冶湖表层沉积物及水体中多环芳烃主要来自于高温燃烧源，沉积物中PAHs高环分子都占据绝大部分，反映出了沉积物受矿冶冶炼长期累积污染的效应，同时也表现出了沉积物是POPs汇的特性.
(3) 大冶湖沉积物中各PAHs化合物的浓度均未超过ERM以及FEL，说明大冶湖表层沉积物PAHs潜在生态风险发生概率不高，但是有3个点位已经超过了质量标准法的可能效应浓度值，且这3个点位靠近渔业养殖区，需要对环境及人体风险进行评价.
(4) 健康风险评价表明，大冶湖水体中PAHs终生致癌风险水平处于美国EPA推荐的可接受水平范围内，但都高于瑞典环保局和英国皇家协会推荐的最大可接受风险水平1.0×10-6 a-1，存在一定的潜在危害，7种致癌PAHs的污染需要加强治理，需要对入湖区域污染加以治理，控制污染物入湖.
| [1] | 周婕成, 陈振楼, 毕春娟, 等. 温州城市河流中多环芳烃的污染特征及其来源[J]. 环境科学, 2012, 33(12) : 4226–4236. Zhou J C, Chen Z L, Bi C J, et al. Pollution characteristics and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons in urban rivers of Wenzhou City[J]. Environmental Science, 2012, 33(12) : 4226–4236. |
| [2] | Adeleye A O, Jin H Y, Di Y, et al. Distribution and ecological risk of organic pollutants in the sediments and seafood of Yangtze Estuary and Hangzhou Bay, East China Sea[J]. Science of the Total Environment, 2016, 541 : 1540–1548. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2015.09.124 |
| [3] | Hawliczek A, Nota B, Cenijn P, et al. Developmental toxicity and endocrine disrupting potency of 4-azapyrene, benzo b fluorene and retene in the zebrafish Danio rerio[J]. Reproductive Toxicology, 2012, 33(2) : 213–223. DOI: 10.1016/j.reprotox.2011.11.001 |
| [4] | Zakaria M P, Takada H, Tsutsumi S, et al. Distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in rivers and estuaries in Malaysia:a widespread input of petrogenic PAHs[J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36(9) : 1907–1918. |
| [5] | 吕金刚, 毕春娟, 陈振楼, 等. 上海市崇明岛农田土壤中多环芳烃分布和生态风险评价[J]. 环境科学, 2012, 33(12) : 4270–4275. Lv J G, Bi C J, Chen Z L, et al. Distrabution and ecological risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in agricultural soil of the Chongming Island in Shanghai[J]. Environmental Science, 2012, 33(12) : 4270–4275. |
| [6] | 罗孝俊, 陈社军, 麦碧娴, 等. 珠江及南海北部海域表层沉积物中多环芳烃分布及来源[J]. 环境科学, 2005, 26(4) : 129–134. Luo X J, Chen S J, Mai B X, et al. Distribution and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons in sediments from rivers of Pearl River Delta and its nearby South China Sea[J]. Environmental Science, 2005, 26(4) : 129–134. |
| [7] | 钱冉冉, 闫景明, 吴水平, 等. 厦门市冬春季灰霾期间大气PM10中多环芳烃的污染特征及来源分析[J]. 环境科学, 2012, 33(9) : 2939–2945. Qian R R, Yan J M, Wu S P, et al. Characteristics and sources of PM10-bound PAHs during haze period in winter-spring of Xiamen[J]. Environmental Science, 2012, 33(9) : 2939–2945. |
| [8] | 孙玉川, 沈立成, 袁道先. 表层岩溶泉水中多环芳烃污染特征及来源解析[J]. 环境科学, 2014, 35(6) : 2091–2098. Sun Y C, Shen L C, Yuan D X. Contamination and source of polycyclic aromatic hydrocarbons in epikarst spring water[J]. Environmental Science, 2014, 35(6) : 2091–2098. |
| [9] | Long E R, Macdonald D D, Smith S L, et al. Incidence of adverse biological effects within ranges of chemical concentrations in marine and estuarine sediments[J]. Environmental Management, 1995, 19(1) : 81–97. DOI: 10.1007/BF02472006 |
| [10] | Zhang J Q, Qu C K, Qi S H, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in atmospheric dustfall from the industrial corridor in Hubei Province, Central China[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2015, 37(5) : 891–903. DOI: 10.1007/s10653-014-9647-y |
| [11] | 郭鹏然, 卫亚宁, 王毅, 等. 柘林湾养殖区表层沉积物多环芳烃的分布、来源及风险评价[J]. 生态环境学报, 2016, 25(4) : 671–679. Guo P R, Wei Y N, Wang Y, et al. Distribution, source and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface sediments of the aquiculture sea area, Zhelin Bay in Guangdong Province, China[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2016, 25(4) : 671–679. |
| [12] | 张明, 唐访良, 吴志旭, 等. 千岛湖表层沉积物中多环芳烃污染特征及生态风险评价[J]. 中国环境科学, 2014, 34(1) : 253–258. Zhang M, Tang F L, Wu Z X, et al. Pollution characteristics and ecological risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in surface sediments from Xin'anjiang Reservoir[J]. China Environmental Science, 2014, 34(1) : 253–258. |
| [13] | Qin N, He W, Kong X Z, et al. Distribution, partitioning and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons in the water-SPM-sediment system of Lake Chaohu, China[J]. Science of the Total Environment, 2014, 496 : 414–423. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2014.07.045 |
| [14] | 程启明, 黄青, 廖祯妮, 等. 厦门杏林湾水系表层沉积物中PAHs分析与风险评估[J]. 环境科学, 2015, 36(1) : 179–185. Cheng Q M, Huang Q, Liao Z N, et al. Risk assessment and analysis of polycyclic aromatic hydrocarbons in the surface sediments of Xinglin Bay Suburb rivers of Xiamen[J]. Environmental Science, 2015, 36(1) : 179–185. |
| [15] | 刘楠楠, 陈鹏, 朱淑贞, 等. 辽河和太湖沉积物中PAHs和OCPs的分布特征及风险评估[J]. 中国环境科学, 2011, 31(2) : 293–300. Liu N N, Chen P, Zhu S Z, et al. Distribution characteratics of PAHs and OCPs in sediments of Liaohe River and Taihu Lake and their risk evaluation based on sediment quality criteria[J]. China Environmental Science, 2011, 31(2) : 293–300. |
| [16] | 李法松, 韩铖, 操璟璟, 等. 长江安庆段及毗邻湖泊沉积物中多环芳烃分布及风险评价[J]. 环境化学, 2016, 35(4) : 739–748. Li F S, Han C, Cao J J, et al. Distribution and ecological risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in sediments from Anqing section of Yangtze River and lakes around Anqing City[J]. Environmental Chemistry, 2016, 35(4) : 739–748. |
| [17] | 罗孝俊, 陈社军, 余梅, 等. 多环芳烃在珠江口表层水体中的分布与分配[J]. 环境科学, 2008, 29(9) : 2385–2391. Luo X J, Chen S J, Yu M, et al. Distribution and partition of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface water from the Pearl River Estuary[J]. Environmental Science, 2008, 29(9) : 2385–2391. |
| [18] | 郑煌, 邢新丽, 顾延生, 等. 舟山青浜岛不同环境介质中PAHs的分布特征[J]. 环境科学, 2016, 37(2) : 513–519. Zheng H, Xing X L, Gu Y S, et al. Distribution characteristics of polycyclic aromatic hydrocarbons in different environmental media from Qingbang Island, Zhoushan, China[J]. Environmental Science, 2016, 37(2) : 513–519. |
| [19] | Deng H M, Peng P A, Huang W L, et al. Distribution and loadings of polycyclic aromatic hydrocarbons in the Xijiang River in Guangdong, South China[J]. Chemosphere, 2006, 64(8) : 1401–1411. DOI: 10.1016/j.chemosphere.2005.12.027 |
| [20] | 常明, 王贝贝, 赵秀阁, 等. 湖南某地饮用水中多环芳烃的健康风险评价[J]. 环境科学研究, 2014, 27(8) : 904–909. Chang M, Wang B B, Zhao X G, et al. Health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in drinking water in a city in Hunan Province[J]. Research of Environmental Sciences, 2014, 27(8) : 904–909. |
| [21] | 谢文平, 朱新平, 郑光明, 等. 广东罗非鱼养殖区水体及鱼体中多环芳烃的含量与健康风险[J]. 农业环境科学学报, 2014, 33(12) : 2450–2456. Xie W P, Zhu X P, Zheng G M, et al. Health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in water and fish from Tilapia pond of Guangdong[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2014, 33(12) : 2450–2456. |
| [22] | 王晓迪, 臧淑英, 张玉红, 等. 大庆湖泊群水体和淡水鱼中多环芳烃污染特征及生态风险评估[J]. 环境科学, 2015, 36(11) : 4291–4301. Wang X D, Zang S Y, Zhang Y H, et al. Pollution characteristics and ecological risk assessment of PAHs in water and fishes from Daqing Lakes[J]. Environmental Science, 2015, 36(11) : 4291–4301. |
| [23] | Chen B L, Xuan X D, Zhu L Z, et al. Distributions of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface waters, sediments and soils of Hangzhou City, China[J]. Water Research, 2004, 38(16) : 3558–3568. DOI: 10.1016/j.watres.2004.05.013 |
| [24] | An N N, Liu S L, Yin Y J, et al. Spatial distribution and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the reservoir sediments after impoundment of Manwan Dam in the middle of Lancang River, China[J]. Ecotoxicology, 2016, 25(6) : 1072–1081. DOI: 10.1007/s10646-016-1663-5 |
| [25] | 柯盛, 赵利容, 孙省利. 湛江湾陆源入海排污口海域PAHs分布特征及来源[J]. 海洋环境科学, 2014, 33(1) : 71–77. Ke S, Zhao L R, Sun S L. Distribution characteristics and sources of PAHs in sea water of the land based outlet of Zhanjiang Bay[J]. Marine Environmental Science, 2014, 33(1) : 71–77. |
| [26] | 田靖, 朱媛媛, 杨洪彪, 等. 大型钢铁厂及其周边土壤多环芳烃污染现状调查、评价与源解析[J]. 环境化学, 2013, 32(6) : 1002–1008. Tian J, Zhu Y Y, Yang H B, et al. Investigation, assessment and source analysis of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) pollution in soil from a larg iron and steel plant and its surrounding areas, in China[J]. Environmental Chemistry, 2013, 32(6) : 1002–1008. |
| [27] | 吴迪, 汪宜龙, 刘伟健, 等. 河北邯郸钢铁冶炼区周边麦田土和小麦籽粒的多环芳烃含量及其组分谱特征[J]. 环境科学, 2016, 37(2) : 740–749. Wu D, Wang Y L, Liu W J, et al. Concentrations and component profiles PAHs in surface soils and wheat grains from the cornfields close to the steel smelting industry in Handan, Hebei Province[J]. Environmental Science, 2016, 37(2) : 740–749. |
| [28] | Khairy M A, Lohmann R. Source apportionment and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in the atmospheric environment of Alexandria, Egypt[J]. Chemosphere, 2013, 91(7) : 895–903. DOI: 10.1016/j.chemosphere.2013.02.018 |
| [29] | Jiang Y F, Hu X F, Yves U J, et al. Status, source and health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in street dust of an industrial city, NW China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2014, 106 : 11–18. DOI: 10.1016/j.ecoenv.2014.04.031 |
| [30] | Ye B X, Zhang Z H, Mao T. Pollution sources identification of polycyclic aromatic hydrocarbons of soils in Tianjin area, China[J]. Chemosphere, 2006, 64(4) : 525–534. DOI: 10.1016/j.chemosphere.2005.11.027 |
| [31] | 宁怡, 柯用春, 邓建才, 等. 巢湖表层沉积物中多环芳烃分布特征及来源[J]. 湖泊科学, 2012, 24(6) : 891–898. Ning Y, Ke Y C, Deng J C, et al. Distribution and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in surface sediment in Lake Chaohu[J]. Journal of Lake Sciences, 2012, 24(6) : 891–898. DOI: 10.18307/2012.0612 |
| [32] | Suman S, Sinha A, Tarafdar A. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) concentration levels, pattern, source identification and soil toxicity assessment in urban traffic soil of Dhanbad, India[J]. Science of the Total Environment, 2016, 545-546 : 353–360. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2015.12.061 |
| [33] | Yang Y, Ligouis B, Pies C, et al. Occurrence of coal and coal-derived particle-bound polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in a river floodplain soil[J]. Environmental Pollution, 2008, 151(1) : 121–129. DOI: 10.1016/j.envpol.2007.02.020 |
| [34] | Chen S C, Liao C M. Health risk assessment on human exposed to environmental polycyclic aromatic hydrocarbons pollution sources[J]. Science of the Total Environment, 2006, 366(1) : 112–123. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2005.08.047 |
| [35] | Liang F, Yang S G, Sun C. Primary Health Risk Analysis of Metals in Surface Water of Taihu Lake, China[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2011, 87(4) : 404–408. DOI: 10.1007/s00128-011-0379-8 |
| [36] | Sun C Y, Zhang J Q, Ma Q Y, et al. Human health and ecological risk assessment of 16 polycyclic aromatic hydrocarbons in drinking source water from a large mixed-use reservoir[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2015, 12(11) : 13956–13969. DOI: 10.3390/ijerph121113956 |
| [37] | Sarria-Villa R, Ocampo-Duque W, Páez M, et al. Presence of PAHs in water and sediments of the Colombian Cauca River during heavy rain episodes, and implications for risk assessment[J]. Science of the Total Environment, 2016, 540 : 455–465. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2015.07.020 |