長江口及鄰近東海沉積物中多環芳烴和含氧多環芳烴的分布特征、來源及生態風險

吉冰靜 ，劉藝，吳楊 ，高淑濤 ，曾祥英 *，于志強

1.中國科學院廣州地球化學研究所/有機地球化學國家重點實驗室/廣東省環境與資源重點實驗室，廣東 廣州 510640；2.中國科學院深地科學卓越創新中心，廣東 廣州 510640；3.中國科學院大學，北京 100049；4.南大鹽城環境檢測科技有限公司，江蘇 鹽城 224000

多環芳烴（polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）及其衍生物（substituted polycyclic aromatic hydrocarbons，SPAHs）大多是通過人類活動產生的，如車輛尾氣排放、工業活動、家庭取暖、垃圾焚燒、石油泄漏、生物質和煤炭燃燒等，部分 PAHs和SPAHs也來源于自然源（如火山和森林火災等），它們普遍存在于各種環境基質中（Bansal et al.，2017；Kural et al.，2018）。由于顯著的致癌性、誘變性和致畸性，其中16種PAHs被美國環境保護署確定為優先控制污染物（Keith et al.，1979）。SPAHs包括硝基多環芳烴（nitrated PAH）、含氧多環芳烴（oxygenated PAH，O-PAHs）和氯代多環芳烴（chlorinated PAH，Cl-PAHs），是芳香環上的氫原子被硝基、羰基、氯原子等官能團取代而形成的化合物（Wei et al.，2015）。自然環境中，在化學氧化、光氧化（Keith et al.，1979）及微生物作用下PAHs也可轉化為相應的O-PAHs，如PAHs與臭氧反應可形成 9, 10-蒽醌、9-芴酮等（Qiao et al.，2013）。PAHs在光反應和熱反應作用下可生成 Cl-PAHs，并通過汽車尾氣、有機物焚燒等工業活動排放到環境中（Qiao et al.，2017）。有研究顯示部分SPAHs具有與母體PAHs相似或更高的毒性，高分子量的O-PAHs具有致癌致突變性，對健康產生極大危害（Zhang et al.，2018）。此外，SPAHs可以通過呼吸、膳食和皮膚接觸等方式進入生物體內（Abbas et al.，2018），目前研究人員越來越關注環境中SPAHs的分布。

通常，河流徑流和遠距離大氣輸送是污染物從陸源輸入海洋的兩種重要途徑（Guan et al.，2007；Motelay-Massei et al.，2006）。長江流經中國西南部、中部和東部11個省份（Shen et al.，2006），后注入東海，徑流量為9.0×1011m3·a-1，每年向長江口及鄰近東海輸送 1.2×107t懸浮有機物（Yao et al.，2014）。崇明島（Chongming Island）將長江口分為南北兩支，南支為主要通道，接收了長江主要來水，而北支只接收了約5%的徑流量和污染物（Gao et al.，2013）。同時，貫穿浙江省的錢塘江匯入杭州灣后也最終流入東海（Lin et al.，2015）。除了陸源河流輸入，長江口還經受復雜洋流的影響，冬季在東北季風驅使下，浙江—福建沿岸流（Zhejiang-Fujian Coastal Current，ZFCC）攜帶來自東海、長江和錢塘江部分徑流和污染物沿內陸架向南流動；而在夏季，主要洋流為臺灣暖流（Taiwan Warm Current，TWWC），攜帶營養物質和污染物從臺灣東北海域向北流至長江口；同時還有逆時針向北環流的黃海暖流（Yellow Sea Warm Current，YSWC）以及沿西海岸向南流的黃海沿岸流（Yellow Sea Coastal Current，YSCC）。在這些洋流共同作用下，陸源輸入的懸浮顆粒大約40%沉積于長江口泥質區，約 32%從長江口外向西南方向延伸，形成浙江—福建沿岸泥質區（Yin et al.，2018）（如圖1所示）。長江口毗鄰上海、江蘇和浙江等省份，這些省份高度城市化和工業化，電子電力、印刷、石化、紡織和造紙等工業發達（Cai et al.，2012），占全國生產總值的40%（Sun et al.，2020），大量有機污染物如多氯聯苯、多溴聯苯醚等隨著工業廢水和生活污水經長江及其支流匯入東海（Shen et al.，2006；Lü et al.，2020）。而目前關于長江口及毗鄰東海沉積物中PAHs研究較少，尤其是SPAHs含量水平、空間分布的研究尚未見公開報道。

圖1 采樣點示意圖Figure 1 Map of the sampling sites in Yangtze River Estuary and adjacent East China Sea

本研究選擇16種優控PAHs和8種O-PAHs作為目標污染物，研究（1）長江入海口及鄰近東海海域沉積物中PAHs和O-PAHs的污染水平和組成特征；（2）初步解析其主要來源和空間分布特征；（3）評估沉積物中PAHs的潛在生態風險。

1 實驗部分

1.1 采樣區域及樣品采集處理

2017年7—8月，在長江口南部分支和鄰近的東海區域（29°49′—32°15′N，121°06′—124°00′N）設置87個采樣點（如圖1所示），使用不銹鋼箱式取樣器（40 cm×60 cm×50 cm）采集表層沉積物（0—5 cm），所有樣品都用鋁箔包好放入密封袋內，加冰袋運送到實驗室。樣品冷凍干燥，除去貝殼、沙石等雜物，研磨過60目不銹鋼篩，置棕色玻璃廣口瓶內并于-20 ℃下儲存。

1.2 標準品及試劑

16種PAHs標準品包括萘（Naphthalene，Nap）、苊烯（Acenaphthylene，Acy）、苊（Acenaphthene，Ace）、芴（Fluorene，Fl）、菲（Phenanthrene，Phe）、蒽（Anthracene，Ant）、熒蒽（Fluoranthene，Flu）、芘（Pyrene，Pyr）、苯并[a]蒽（Benzo(a)anthracene，BaA）、?（Chrysene，Chr）、苯并[b]熒蒽（Benzo(b)fluoranthene，BbF）、苯并[k]熒蒽（Benzo(k)fluoranthene，BkF）、苯并[a]芘（Benzo(a)pyrene，BaP）、二苯并[a, h]蒽（Dibenzo(a, h)anthracene，DBA）、茚并[1, 2, 3-cd]芘（Indeno (1, 2, 3-cd) pyrene，InP）和苯并[g, h, i]苝（Benzo (g, h, i) perylene，BgP）。8 種O-PAHs標準品包括9-芴酮（9-Fl）、4H-環戊二烯并[d, e, f]-4-酮（PheO）、蒽醌（AQ）、2-甲基蒽醌（2-MAQ）、苯并[a]芴-11-酮（BaF-11-one）、苯并蒽酮（BezO）、6H-苯并[c, d]芘-6-酮（PyrO）和苯并蒽-7,12-二酮（BaA-7，12-D）。5種PAHs回收率指示物包括 d8-NaP、d10-Ace、d10-Phe、d12-Chr和 d12-Perylene，購自美國 Supelco公司。內標六甲基苯（Hexamethylbenzene，HMB），購自德國Dr.Ehrenstorfer-Sch?fer Bgm-Schlosser Laboratories。實驗中所有溶劑均為色譜純級別，正己烷、甲醇和中性硅膠（70—230目）購自德國 Merck公司（Darmstadt，Germany），二氯甲烷和丙酮購自德國 CNW 公司（Düsseldorf，Germany）。氧化鋁、濃硫酸和無水Na2SO4購自廣州化學試劑廠。在使用前，氧化鋁用甲醇和二氯甲烷分別索式抽提48 h，揮發干燥后在250 ℃活化12 h，中性硅膠在180 ℃下活化12 h，兩種填料活化后均置于干燥器中平衡12 h，再加入3%超純水去活化并平衡 12 h，加入正己烷保存備用。無水硫酸鈉在450 ℃烘烤4 h存儲在干燥器中備用。

1.3 提取、分離凈化和定性定量分析

準確稱取10 g樣品加入200 ng回收率指示物，二氯甲烷索氏抽提72 h，底瓶中加入活化銅片除硫。提取液氮吹濃縮至1 mL，切換溶劑為正己烷，經過硅膠/氧化鋁復合柱凈化。儀器分析之前加入200 ng HMB作為內標。目標化合物PAHs和O-PAHs的定性定量分析采用島津氣相色譜質譜聯用儀（2010 GC-MS），色譜柱分別為 DB-5MS（J & W Scientific，30 m×0.250 mm×0.25 μm）和 DB-17（30 m×0.25 mm×0.25 μm，Agilent J & W GC Columns）。詳細的提取分離方法及儀器參數見課題組前期相關研究（Zeng et al.，2021）。

1.4 質量保證與質量控制

實驗中所有玻璃器皿用堿性洗液浸泡，并超聲清洗，經流水和超純水清洗后，450 ℃下灼燒4 h；使用前用丙酮、二氯甲烷和正己烷依次洗滌兩次。每批次樣品中包括空白（n=5），空白加標（n=5），基質加標（n=5）和重復樣（n=5）分析。用接近空白樣的標準品連續7次進樣，以其標準偏差的3倍定義為方法檢出限（LOD）。PAHs的LODs在1.61—8.46 ng·mL-1范圍，O-PAHs的 LODs在 1.64—11.7 ng·mL-1范圍。在本研究中，儀器分析中無信號響應或計算值低于 LOD的化合物均被定義為未檢出（not detected，ND）。5種PAHs回收率指示物中，由于d8-NaP揮發性較強，回收率較低（＜40%），其余4種回收率指示物的回收率（均值±SD）均在可接受范圍，包括 d10-Ace 91.2%±28.3%、d10-Phe 94.2%±22.4%、d12-Chr 104.6%±23.8% 和 d12-Perylene 86.6%±21.6%。

1.5 生態風險評估

目前研究人員較為常用的評估沉積物污染水平的質量標準有兩種，一種是美國國家海洋和大氣管理局廣泛使用的沉積物毒性篩選指南，根據污染物影響范圍低值（Effects range low，ERL）和影響范圍中值（Effects range median，ERM）來估計潛在的生物效應（Long et al.，1995）。一種是加拿大環境部長理事會提出的沉積物質量標準（Canadian Sediment Quality Guidelines，SQGQs），根據污染物初始效應閾值（Threshold effect level，TEL）和可能效應值（Probable effect level，PEL）評估沉積物中PAHs毒副作用（Canadian Council of Ministers of the Environment，2002；CCME）。

表1列出了兩種沉積物質量標準的詳細參數。從表中可以看出，CCME指標要求更為嚴格，且CCME區分了淡水生物和海洋生物不同質量標準，因此在本研究中采用該指標對研究區域沉積物質量進行評估。

表1 PAHs單體的沉積物質量標準Table 1 Sediment quality guidelines of PAHs ng·g-1 (by dry mass)

采用基于初始效應閾值的風險商值（QTELi）和可能效應值的風險商值（QPELi）來評估單體PAH的生態風險，采用公式（1）和（2）計算；在實際環境中，PAHs均是以混合態存在，其復合污染狀態下的綜合風險商值（QPAHs）采用公式（3）計算。各計算公式如下：

式中：

wi——第i種PAH單體的實際檢測質量分數，ng·g-1；

wTELi——第i種 PAH單體的初始效應閾值，ng·g-1，取值見表 1；

wPELi——第i種 PAH單體的可能效應值，ng·g-1，取值見表 1；

n——具有PEL值的PAH單體總數，在本研究中n=11。

當QTELi＜1，表示第i種 PAH單體對底棲生物的影響不明顯；當QPELi＜1＜QTELi時，表示第i種 PAH單體對底棲生物會造成一定的生態風險；當QPELi＞1時，表示第i種PAH單體對底棲生物可能造成生態風險。當QPAHs＜0.11表示PAH混合物對底棲生物造成累積生態風險的可能性為9%；當0.11≤QPAHs＜0.5表示產生生態風險的可能性為 21%；當0.51≤QPAHs＜1.5表示產生生態風險的可能性為49%；當QPAHs＞1.5時表示產生生態風險的可能性為 76%（欒曉琳，2019）。

2 結果與討論

2.1 沉積物中PAHs和O-PAHs的含量及組成特征

本研究中，所有樣品中均檢出16種PAHs；7種O-PAHs以不同頻率檢出，各目標化合物單體質量分數和檢出率（detection frequency，DF）總結于表2。由于Nap易揮發，回收率較低，因此表2中未含NaP數據，后文也不再討論 NaP的分布和風險。15種PAHs（∑15PAHs）的質量分數為 5.53—415 ng·g-1（平均值為 98.5 ng·g-1，中值為 68.1 ng·g-1）。其中 BbF含量最高，質量分數范圍為0.354—73.2 ng·g-1（平均值為 13.1 ng·g-1，中值為 8.64 ng·g-1）；其次是 BaA（0.246—79.4 ng·g-1，平均值為 11.4 ng·g-1，中值為7.55 ng·g-1）、Phe（0.737—29.9 ng·g-1，平均值為 10.2 ng·g-1，中值為 8.91 ng·g-1）和 Pyr（0.894—48.0 ng·g-1，平均值為 10.5 ng·g-1，中值為 6.92 ng·g-1）。

表2 長江入海口及鄰近東海沉積物中PAHs和O-PAHs的質量分數水平Table 2 Concentrations of PAHs and O-PAHs and their compound in sediments (ng·g-1, by dry mass) from Yangtze River Estuary and adjacent East China Sea

與國外類似研究對比，本研究中 PAHs水平與和意大利 Tiber河以及河口（36.2—545.6 ng·g-1）（Montuori et al.，2016）相當；高于亞馬遜沿岸Oyapock河口（10.9—138.8 ng·g-1，平均值 37.9 ng·g-1）（Pichler et al.，2021）；低于埃及地中海沿岸質量分數（13.5—22600 ng·g-1）（Barakat et al.，2011）。和國內研究相比，與九龍江河口（14—452 ng·g-1，平均值 126 ng·g-1，中值為 75 ng·g-1）（Ya et al.，2021）、臺灣海峽（17.8—213 ng·g-1，平均值 104 ng·g-1）（Zeng et al.，2021）以及黃海（28—224 ng·g-1，平均值 110 ng·g-1）相當（Liu et al.，2012），高于南海沉積物（28—109 ng·g-1，平均值 58 ng·g-1）（Liu et al.，2012）。結果表明，與國內外河口及沿海沉積物對比，長江入海口及鄰近東海沉積物中的PAHs含量處于中等水平。

研究區域沉積物中，8種O-PAHs中PyrO未檢出，其余7種O-PAHs以不同頻率檢出，其中主要組分為 AQ（6.51—123 ng·g-1，平均值為 29.2 ng·g-1，中值為22.9 ng·g-1），BezO檢出率最低為49%。∑7OPAHs質量分數范圍為 8.93—158 ng·g-1（平均值為40.5 ng·g-1，中值為 33.5 ng·g-1）。截至目前，海洋沉積物中O-PAHs的研究較少，澳大利亞Macquarie咸水湖接納了附近鉛鋅冶煉廠和燃煤發電站污水排放，其沉積物中的 O-PAHs（80.7—2581 ng·g-1）顯著高于本研究結果（Idowu et al.，2020）。臺灣海峽沉積物中的 O-PAHs質量分數為 10.5—118 ng·g-1（平均值為 62.2 ng·g-1），與本研究結果相似（Zeng et al.，2021）。

2.2 沉積物中PAHs和O-PAHs的空間分布特征

本研究中PAHs與O-PAHs空間分布相似但并不完全一致（圖 2）。對于 PAHs，質量分數較高的采樣點（＞200 ng·g-1）主要位于長江口泥質區（A4-2—4-3，A5-1—5-3，A6-1—6-4，B7）、杭州灣和長江入海口交匯處（E2和D3）以及浙江—福建沿岸泥質區（A7-2和 A8-2）；O-PAHs質量分數較高的采樣點位于長江入海口（B6，94.2 ng·g-1；C8，81.4 ng·g-1）和兩個泥質區，如 A6-4（158 ng·g-1）和 A8-2（96.3 ng·g-1），江蘇北部沉積物中 O-PAHs也呈現較高含量水平。總體來說，隨著向東海延伸，由西南向東北，質量分數呈下降趨勢，表明本研究區域主要受陸源輸入的影響。

圖2 PAHs和O-PAHs的空間分布特征Figure 2 Spatial distributions trends of PAHs concentrations and O-PAHs concentrations in sediments

長江口南部分支接收多條支流（白茆河、七浦塘、瀏河、蘊藻濱、黃浦江等）匯入，早前部分相關研究顯示，長江（76.9—2936.8 ng·g-1）（Wang et al.，2012）和錢塘江（Σ15PAHs 91.3—614.4 ng·g-1）（Chen et al.，2007）攜帶大量PAHs入海。然而在本研究中，河口沉積物（C1—C5）中PAHs含量水平并不高，甚至低于較泥質區。據分析，PAHs和OPAHs具有較高疏水性，易吸附在富含有機質的細顆粒上，隨地表徑流輸入長江口后，在多重洋流共同作用下，細顆粒較粗顆粒被搬運更遠；同時由于河—海混合帶的絮凝作用增強，伴隨著重力沉降，這些細顆粒逐漸沉降聚集在泥質區（Zhao et al.，2019b），并向西南方向延伸（李慧娟，2013）。相關性分析表明，PAHs（r2=0.60，P＜0.01）和 O-PAHs（r2=0.70，P＜0.01）與TOC含量呈現顯著正相關，充分說明 TOC對 PAHs和 O-PAHs空間分布的影響。Lü et al.（2020）也研究發現TOC顯著影響中國潮間帶沉積物中 PAHs分布。長江口泥質區中PAHs和 O-PAHs相比浙江—福建沿岸泥質區質量分數高，這主要是由于此處接受到更多的長江和錢塘江陸源輸入的影響，在向南流動的ZFCC以及向北流的 TWWC的作用下，浙江—福建沿岸泥質區質量分數出現下降趨勢。隨著向東海延伸，東海水體會起到明顯的稀釋作用，導致大范圍的質量分數下降。

此外，除了兩個泥質區，江蘇北部東海沿岸沉積物中O-PAHs質量分數也較高，推測與江蘇省內工業生產相關，Zhu et al.（2018）早期研究發現江蘇省地下水中6種O-PAHs污染嚴重。在我們前期相關研究中也發現，臺灣海峽O-PAHs質量分數較高（Zeng et al.，2021），在向北流動的臺灣暖流作用下可能會向北遷移，成為浙江—福建沿岸泥質區 OPAHs的一個重要來源。O-PAHs比PAHs極性更強，且更難發生降解，半衰期更長（趙龍妹，2018）。因此，O-PAHs在水體中的流動性更強，在環境中的擴散遷移更廣。

2.3 沉積物中PAHs和O-PAHs的來源解析

一般來說，2—3環低分子量 PAHs（low molecular weight PAHs，LMW-PAHs），主要源于成巖作用，包括Acy、Ace、Fl、Phe、Ant和Flu，而4—6環高分子量PAHs（high molecular weight PAHs，HMW-PAHs）源于高熱燃燒過程，包括Pyr、BaA、Chr、BbF、BkF、BaP、DBA、InP和BgP（Zakaria et al.，2002）。本研究沉積物中 HMW-PAHs（68.6%）占比高于LMW-PAHs（31.4%），其中4環PAHs占比最高，為48.2%，表明研究區域沉積物中PAHs主要為燃燒源（Idowu et al.，2020）。

目前，研究人員常用診斷參數判識沉積物中PAHs來源。一般來說，Ant/(Ant+Phe)值＜0.1時為石油源，而＞0.1為燃燒源；當Flu/(Flu+Pyr)值＞0.5為生物質、煤和木材燃燒排放，＜0.4為石油源，比值0.4—0.5則主要指示交通源（包括汽油、柴油和原油燃燒等）；InP/(InP+BgP)值＜0.2為石油源，0.2—0.5之間為液體化石燃料（汽油或原油）燃燒，＞0.5時為生物質和煤燃燒；當BaA/(BaA+Chr)值＜0.2為石油源，在0.2—0.35之間為石油或者燃燒來源，＞0.35時可能為燃燒源（張佳雯，2020）；當 BaP/BgP值＜0.6為非交通來源，＞0.6時為交通來源（Dickhut et al.，2000）。

圖3中示出了研究區域沉積物中PAHs主要診斷參數。從圖 3可以看出，大約 1/3樣品Ant/(Ant+Phe)＜0.1，部分樣品中 Flu/(Flu+Pyr)＜0.4，這些參數都指示了研究區域沉積物中PAHs部分為石油源；約2/3樣品Ant/(Ant+Phe)比值＞0.1，揭示了其主要來源為燃燒源；結合沉積物中Flu/(Flu+Pyr)值，我們可以判斷出研究區域沉積物中PAHs主要源自生物質和煤炭燃燒排放以及車輛尾氣排放（Idowu et al.，2020；Wang et al.，2018），這與LMW-PAHs/HMW-PAHs比值結果相互吻合。大部分樣品 BaA/(BaA+Chr)＞0.35，全部樣品中InP/(InP+BgP)＞0.2均指示了燃燒源(生物質、煤或者液體化石燃料燃燒)。約 25%樣品 InP/(InP+BgP)＞0.5，表明其源自生物質和煤燃燒，其余樣品InP/(InP+BgP)值在0.2—0.5之間，主要源自液體化石燃料(汽油或原油)燃燒，此外部分樣品中BaP/BgP值＜0.6，也表明大部分采樣點的PAHs源自交通源，這種觀察結果與附近省市的機動車尾氣排放（Bi et al.，2018）以及近海岸區域廣泛的船舶交通有關（Pichler et al.，2021）。綜上所述，在本研究區域沉積物中 PAHs來源復雜，包括沿岸省市工廠生產、生物質與液體化石燃料燃燒、車輛船舶等，主要通過地表徑流輸入河口地區。此外，近海大型貨船和渡輪泄漏等也是沉積物中 PAHs一個重要來源（Barakat et al.，2011；Bi et al.，2018）。大氣中 PAHs長距離傳輸，再隨著干濕沉降進入河口水體中，是水體中PAHs另一個不可忽視的來源。

圖3 研究區域沉積物中PAHs診斷參數Figure 3 Cross plots of PAHs molecular diagnostic parameters in sediment in the studied region

研究還發現，PheO vs Phe（r2=0.75，P＜0.01）、9-Fl vs Fl（r2=0.71，P＜0.01）和 AQ vs Ant（r2=0.57，P＜0.01）存在較好的相關性，表明它們與母體PAHs有類似的排放源，如生物質和化石燃料的燃燒、電子廢物和垃圾的熱解處理以及工業過程等（Li et al.，2015；Zhao et al.，2019a）。此外，O-PAH可由生物體轉化（Abbas et al.，2018），或源于大氣中PAHs的化學氧化或光氧化（Huang et al.，2014）。除AQ質量分數較高外，在其他6種O-PAH中發現了ng·g-1級別的相似質量分數，表明有類似來源且無明顯排放點，推測這些O-PAHs的來源可歸因于大氣沉降（Li et al.，2015；Zhang et al.，2018）。

2.4 潛在生態風險評估

就單體PAH而言，參照表1中的PEL和TEL值，研究區域中 DBA的QTEL范圍為 0—2.07而QPEL＜0.10；類似的，研究區域中BaA的QTEL范圍為0.003—1.06，而QPEL＜0.11。初步風險評估結果表明，研究區域部分沉積物中的DBA和BaA對底棲生物造成一定的生態風險，這些采樣點主要位于長江口泥質區以及和錢塘江交匯處。具體來說，A6-4（12.9 ng·g-1）、A4-2（11.9 ng·g-1）和 E2（8.03 ng·g-1）沉積物中 DBA質量分數高于對應的初始效應質量分數 TEL 值（6.22 ng·g-1）；A6-1（79.4 ng·g-1）采樣點中BaA檢出質量分數高于其對應的TEL值（74.8 ng·g-1）。研究區域中，其余 PAH單體的QTEL均小于1（0—0.73）表明它們對底棲生物的影響不明顯。

就11種PAH的綜合生態風險而言，QPAHs范圍為0.001—0.0495，均小于0.11，表明采樣區域沉積物中 PAHs綜合生態風險很低。但是，我們必須考慮到，在本研究中僅僅依據CCME標準中11種PAHs閾值來評估PAHs復合污染水平，在實際環境中大量PAHs以及PAHs轉化產物，如O-PAHs等，因此僅依據11種PAHs來評估實際環境中PAHs的綜合生態風險，將顯著低估水體生物面臨的脅迫壓力。在后續研究中，PAHs及其轉化產物的復合污染以及它們對水體生態系統的影響以及生物富集潛能需要進一步關注。

由于缺乏相關的毒性閾值，本研究沒有對 OPAHs可能造成的生態風險進行評估。但已有研究顯示，O-PAHs較母體PAHs表現出更大的毒性（Abbas et al.，2018；Li et al.，2019）和更強的生物累積潛力（Sarkar et al.，2017），越來越多的研究人員開始關注環境中O-PAHs的分布、潛在生態風險和人體健康風險。此外，由于苯環上含氧官能團的存在，O-PAHs較母體PAHs更難被微生物降解利用，目前能夠耐受O-PAHs的微生物種類少之又少（趙龍妹，2018）。因此，我們可以推測環境中O-PAHs可能較其母體 PAHs有更強的生態毒性效應。尤其值得注意的是，本研究部分沉積物中AQ質量分數（6.51—123 ng·g-1）10 倍于母體 Ant質量分數（0.177—9.44 ng·g-1），甚至高于母體 Ant的 TEL 值（46.9 ng·g-1），這表明在研究區域沉積物中AQ對底棲生物可能有潛在的生態風險，需要開展深入研究。這個結果也提醒我們，評估環境介質中PAHs生態風險時，不應該忽視O-PAHs的貢獻，否則可能大大低估生物體面臨的生態風險。

3 結論

（1）長江入海口及鄰近東海區域沉積物中PAHs和 O-PAHs廣泛分布，Σ15PAHs的質量分數范圍5.53—415 ng·g-1，主要化合物包括BbF、BaA、Phe和 Pyr；Σ7O-PAHs質量分數范圍 8.93—158 ng·g-1，AQ是主要成分。PAHs和O-PAHs主要分布在長江口及鄰近泥質區、杭州灣與入海口交匯處、以及浙江—福建沿岸泥質區。陸源輸入和近海岸船舶運輸是研究區域PAHs和O-PAHs重要來源；多種洋流共同作用對污染物分布有顯著影響。

（2）基于 PAHs診斷參數，研究區域沉積物中PAHs主要源于液體化石燃料（石油和煤）和生物質燃燒；O-PAHs與母體PAHs呈現較好相關性，表明它們與母體PAHs有類似的排放源。

（3）生態風險評估結果表明，泥質區部分沉積物中BaA和DBA對底棲生物有一定的生態風險；其余PAH單體以及PAHs的綜合生態風險很低。但是，值得注意的是，O-PAHs的廣泛分布及其潛在的生態風險和生物富集作用需要高度關注。