李慧珍， 游 靜

(1.中國科學(xué)院廣州地球化學(xué)研究所，廣東廣州 510640;2.中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049）

水體沉積物是環(huán)境中疏水性有機污染物最主要的匯，而準(zhǔn)確分析沉積物中污染物的暴露水平對沉積物風(fēng)險評價至關(guān)重要。沉積物基質(zhì)復(fù)雜，除總有機碳含量之外，沉積物粒徑分布［1］和有機碳種類等［2，3］都可能改變其中有機污染物的生物可利用性，進而影響其生物積累和毒性效應(yīng)。因此，準(zhǔn)確測定沉積物中有機污染物的生物可利用性并將其結(jié)合到風(fēng)險評價中具有重要意義［4］。

生物可利用性是指污染物在一定時間內(nèi)能夠穿過生物膜而被生物利用的部分［5］。沉積物中有機污染物的生物可利用性與其在沉積物孔隙水中的自由溶解濃度相關(guān)［6］。生物可利用性的常用測定方法包括平衡分配理論等數(shù)學(xué)模型預(yù)測［7］、生物測試和采用化學(xué)方法的仿生萃取。數(shù)學(xué)模型建立在多種假設(shè)的基礎(chǔ)上，難以準(zhǔn)確反映實際暴露情況，誤差較大［8］。生物測試可獲得污染物在生物體內(nèi)濃度和生物-沉積物累積因子(biota-sediment accumulation factor，BSAF）等指標(biāo)，是生物可利用性的最直觀表達;但因其實驗周期長、耗費大、實驗精度較低，導(dǎo)致該方法在大規(guī)模風(fēng)險評價中的應(yīng)用受到限制。仿生萃取法因操作簡捷、價格低廉，已成為生物可利用性測定的重要手段，其主要包括被動采樣技術(shù)和吸附-解吸模擬技術(shù)［6，9］。被動采樣技術(shù)通過分析沉積物中污染物的逸度(常用污染物在孔隙水中自由溶解濃度表達）推斷其生物可利用性，獲得污染物在生物體內(nèi)的積累量。之后，可進一步通過污染物的生物體內(nèi)濃度和產(chǎn)生毒性效應(yīng)的閾值之間的關(guān)系，進行毒性效應(yīng)的預(yù)測。

本文綜述了近年來被動采樣技術(shù)在預(yù)測沉積物中有機污染物的生物可利用性和毒性中的應(yīng)用，并討論了被動采樣技術(shù)在使用過程中的問題、解決方案和研究需求，最后對其在沉積物風(fēng)險評價中的應(yīng)用進行了展望。

1 被動采樣技術(shù)在生物可利用性和毒性測定方面的應(yīng)用

被動采樣是指利用兩相(例如沉積物孔隙水和被動采樣器）間化學(xué)勢能梯度產(chǎn)生的污染物從一相(沉積物孔隙水）向另一相(被動采樣器）的擴散測定污染物逸度的平衡采樣技術(shù)［10］。被動采樣技術(shù)無需動力輸入，集樣品采集、分離、濃縮甚至分析于一體，可實現(xiàn)少(零）溶劑操作，被稱為“綠色化學(xué)分析方法”。被動采樣過程可用一級一室動力學(xué)模型描述，其測定主要分為平衡被動采樣和動力學(xué)控制采樣兩種方式。平衡被動采樣要求孔隙水和采樣器之間達到平衡分配，通常需多點采樣以確認平衡狀態(tài)。在平衡條件下，利用采樣器上污染物濃度和采樣器-水平衡分配系數(shù)(Ksw）推斷污染物的自由溶解濃度(即生物可利用濃度）進而估算污染物在生物體內(nèi)積累量和生物可利用性。通過被動采樣技術(shù)可建立自由溶解濃度與生物毒性終點(致死和亞致死效應(yīng)）的關(guān)系，預(yù)測沉積物中污染物的毒性效應(yīng)。

常見的被動采樣技術(shù)包括半滲透膜裝置(semipermeable membrane device，SPMD）、聚乙烯膜裝置(polyethylene device，PED）、聚甲醛樹酯萃取(polyoxymethylene，POM）和固相微萃取(solid-phase microextraction，SPME）等。

1.1 SPMD

SPMD由低密度聚乙烯膜和三油精組成，自1990年Huckins等［11］首次將其用于測定水中親脂性化合物的生物可利用性和生物積累以來，經(jīng)過多年的發(fā)展，SPMD和測試方法已經(jīng)標(biāo)準(zhǔn)化，并被廣泛用于測定大氣和水體中有機污染物的生物可利用性［12，13］。通過建立采樣器上污染物的量和生物體內(nèi)積累量之間的關(guān)系，或計算沉積物孔隙水中自由溶解濃度并結(jié)合生物濃縮因子(bioconcentration factor，BCF）來推斷生物體內(nèi)污染物的濃度。Zhao等［14］對比了SPMD和兩種底棲貽貝(福壽螺和河蜆）對沉積物中有機氯農(nóng)藥滴滴涕(dichlorodiphenyltrichloroethanes，DDTs）的富集，發(fā)現(xiàn)它們具有良好的正相關(guān)性(r2=0.82～0.98），但是由SPMD估算的BSAF值(1.00～1.74）普遍比用福壽螺(0.63～3.61）和河蜆(2.19～17.1）生物積累實驗測定值低?？梢姡琒PMD雖然可較好地模擬底棲動物對沉積物中DDTs的累積，但是在使用SPMD測定野外沉積物中污染物生物可利用性前，尚需進行更多的實驗室模擬實驗，建立合適的模型。

SPMD在評價污染沉積物的修復(fù)效果方面應(yīng)用較為廣泛［15－17］。Cho 等［17］用原位 SPMD 測定了活性炭處理前后海灣沉積物中多氯聯(lián)苯(polychlorobiphenyl，PCBs）的生物可利用性，結(jié)果顯示，沉積物中加入2%活性炭后，PCBs在SPMD上的累積量降低了50%，并且SPMD的測定結(jié)果與PCBs在底棲動物蛤蚌中的累積量相關(guān)。

但SPMD由于高萃取容量易導(dǎo)致局部樣品耗竭、平衡采樣時間較長、樣品前處理過程相對復(fù)雜、長時間暴露可能引起嚴重的生物淤積等原因，導(dǎo)致其在沉積物中的應(yīng)用發(fā)展受到一定的限制。

1.2 PED

為了簡化SPMD的樣品前處理并縮短采樣時間，聚乙烯膜被直接用作被動采樣器，即PED。近年來PED的應(yīng)用發(fā)展較快，用于測定沉積物孔隙水中污染物的自由溶解濃度［18，19］及評估活性炭修復(fù)和沉積物再懸浮對污染物的生物可利用性的影響［19－24］。Vinturella 等［23］發(fā)現(xiàn) PED 富集多環(huán)芳烴(polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）的濃度和沙蠶體內(nèi)PAHs的濃度顯著相關(guān)(r2=0.67），指出PED可用于測定海洋沉積物中PAHs的生物可利用性。Tomaszewski等［22］利用DDTs在PED上的濃度和貽貝體內(nèi)濃度的良好相關(guān)性(r2＞0.99），評估了活性炭修復(fù)對降低沉積物中DDTs生物可利用性的效果。Friedman等［19］用PED和沙蠶評價了海洋沉積物再懸浮對PCBs生物可利用性的影響，結(jié)果顯示，沉積物再懸浮對PCBs的生物可利用性無顯著性影響，而PCBs在PED和沙蠶體內(nèi)的濃度顯示1∶1的相關(guān)性(r2=0.88）。他們進一步利用有機碳以及有機碳和黑炭分配系數(shù)的數(shù)學(xué)模擬計算了PCBs的自由溶解濃度，數(shù)學(xué)模擬結(jié)果比通過PED和生物體內(nèi)積累量換算而來的孔隙水中的濃度分別高出29倍和10倍［19］。這些研究均說明PED可較準(zhǔn)確地預(yù)測沉積物中有機污染物的生物可利用性。除此之外，Perron等［25］還成功地利用實驗室加標(biāo)沉積物建立了PE膜累積量與沉積物對淡水底棲動物鉤蝦毒性(急性致死率）的關(guān)系，拓展了PED在沉積物毒性鑒別評價中的應(yīng)用。不過，當(dāng)他們進一步使用PED預(yù)測野外沉積物對鉤蝦的毒性時發(fā)現(xiàn)存在較大誤差，這可能是由于野外沉積物中復(fù)雜的有機碳組成所致［26］。

1.3 POM

其他聚合物材料(如POM等），也被用于被動采樣來測定沉積物中污染物的生物可利用性和活性炭的修復(fù)效果［27－30］。與 SPMD 和 PED 類似，POM對污染物的生物可利用性的預(yù)測也主要通過建立POM累積量和生物體內(nèi)濃度的關(guān)系以及測定沉積物孔隙水中污染物的自由溶解濃度來進行［28－30］。Jonker等［27］在2001年首次使用POM測定了PAHs和PCBs在水-煤煙兩相的分配系數(shù)。Beckingham等［28］利用原位POM測定到PCBs自由溶解濃度與底棲動物夾雜帶絲蚓體內(nèi)濃度同步降低的趨勢，說明活性炭修復(fù)可降低沉積物中PCBs的生物可利用性。除生物積累的測定外，Kupryianchyk等［29］還建立了POM測定沉積物孔隙水中PAHs的自由溶解濃度和沉積物對鉤蝦致死性的劑量效應(yīng)關(guān)系，進一步說明活性炭修復(fù)不僅可降低沉積物中PAHs的生物可利用性，還可降低其毒性風(fēng)險。與PED相比，POM具有更光滑和硬質(zhì)的表面，可減少膜表面黏附細小顆粒物和生物淤積的可能性，更適于在沉積物介質(zhì)中應(yīng)用。另外，由于POM有循環(huán)乙醚鍵，因此POM不僅可吸附非極性化合物，對極性化合物也有較強的吸附能力，為拓寬目標(biāo)污染物的選擇范圍提供了可能性［31］。

1.4 SPME

SPME是另一類廣泛使用的被動采樣技術(shù)，是1990年由Arthur和Pawliszyn［32］首次提出的一種無(少）溶劑樣品前處理方法。SPME利用石英纖維表面不同性質(zhì)的涂層吸附不同類型的化合物。在測定非極性污染物時最常用的涂層是聚二甲基硅氧烷。SPME集采樣、萃取和濃縮于一體，樣品前處理步驟少，操作簡捷快速，在分析化學(xué)中得到極廣泛的應(yīng)用［33－35］。作為一種非耗竭式萃取方法，SPME已成為測定環(huán)境介質(zhì)中化合物自由溶解濃度的有效手段［9］。目前，商品化 SPME萃取頭和一次性SPME纖維均被用于自由溶解濃度的測定。

商品化SPME萃取頭易于儀器(如氣相色譜和液相色譜）分析時直接進樣，不消耗溶劑，簡單快速，檢出限低。由于對沉積物直接采樣進行分析時平衡時間長，因此商品化SPME萃取頭的使用通常需先制備沉積物孔隙水，在非平衡狀態(tài)下采樣后通過動力學(xué)參數(shù)計算孔隙水中污染物的自由溶解濃度。Xu等［36］在非平衡條件下利用商品化SPME萃取頭測定了沉積物孔隙水中擬除蟲菊酯類農(nóng)藥的自由溶解濃度，并將該濃度與沉積物總濃度、沉積物中有機碳標(biāo)準(zhǔn)化濃度、孔隙水中總濃度和溶解態(tài)有機碳標(biāo)準(zhǔn)化孔隙水濃度相比較，發(fā)現(xiàn)農(nóng)藥自由溶解濃度與沉積物對搖蚊幼蟲的致死性相關(guān)性最好，說明非平衡條件下運用商品化SPME萃取頭能較準(zhǔn)確地測定沉積物中擬除蟲菊酯的生物可利用性和毒性。但商品化SPME萃取頭成本較高，雖可重復(fù)使用，但多次使用后可能出現(xiàn)萃取頭纖維污染等問題;此外，其難以在沉積物介質(zhì)中實現(xiàn)原位采樣。因此，利用一次性SPME纖維測定沉積物中污染物生物可利用性的研究更為常見。

一次性SPME纖維價格低廉，在降低樣品分析成本的同時也可避免SPME纖維污染導(dǎo)致的分析誤差［37］，因而被廣泛用于測定沉積物中多種污染物的生物可利用性和毒性［3，38－42］。其應(yīng)用主要有如下幾方面:(1）評估SPME測定生物可利用性的可行性。Mayer等［43］使用一次性SPME纖維作為被動采樣裝置，以全沉積物基質(zhì)為采樣源，在平衡條件下成功地測定了沉積物孔隙水中PCBs的自由溶解濃度。You等［38］建立了野外沉積物中PCBs和實驗室加標(biāo)沉積物中擬除蟲菊酯和毒死蜱等農(nóng)藥在SPME纖維上濃度與夾雜帶絲蚓體內(nèi)濃度之間的關(guān)系，良好的相關(guān)性(r2=0.92）說明SPME可用于不同沉積物中不同種類化合物生物可利用性的測定。(2）估算污染物在生物體內(nèi)的濃度。Trimble等［39］利用SPME測定野外沉積物中PCBs的自由溶解濃度和BCF值，準(zhǔn)確推斷出生物累積實驗中夾雜帶絲蚓的體內(nèi)濃度(r2=0.87）。(3）加深對沉積物性質(zhì)等因素影響生物可利用性的認識。Pehkonen等［3］使用SPME纖維探討了夾雜帶絲蚓累積實驗中沉積物中不同種類的黑炭對沉積物中不同結(jié)構(gòu)化合物的生物可利用性的影響。結(jié)果顯示，黑炭顯著性降低了沉積物中具有平面結(jié)構(gòu)的污染物的生物可利用性，而對非平面結(jié)構(gòu)的污染物無顯著性影響。(4）預(yù)測沉積物的生物毒性。Ding等［40］運用污染物在SPME纖維上的濃度估算氯菊酯加標(biāo)沉積物對搖蚊幼蟲和鉤蝦的毒性，發(fā)現(xiàn)SPME可更靈敏地檢測到老化時間對生物可利用性的影響，指出生物毒性測試中引入亞致死毒性終點的必要性。Li等［41］利用SPME分析了城市河涌沉積物中擬除蟲菊酯的自由溶解濃度，并計算生物可利用毒性因子，預(yù)測了該河涌沉積物對鉤蝦的毒性，比用傳統(tǒng)有機碳標(biāo)準(zhǔn)化沉積物濃度對應(yīng)的毒性因子進行的預(yù)測更準(zhǔn)確，發(fā)現(xiàn)氯氰菊酯是主要的毒性貢獻者，成功地將被動采樣技術(shù)應(yīng)用于野外沉積物的毒性風(fēng)險評價。

表1列舉了上述4種方法在沉積物風(fēng)險評價中的應(yīng)用，并對這些技術(shù)的優(yōu)缺點進行了對比總結(jié)。

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2 被動采樣技術(shù)應(yīng)用中的挑戰(zhàn)、解決方案和研究需求

被動采樣是一種很好的化學(xué)仿生萃取技術(shù)，可模擬生物吸收污染物的過程，在測定沉積物中有機污染物的生物可利用性和毒性方面表現(xiàn)出很強的優(yōu)勢。在平衡條件下進行被動采樣，可直接測定污染物的自由溶解濃度，靈敏度和準(zhǔn)確性更好。但是沉積物中污染物的平衡時間通常較長，且隨著污染物疏水性增強，平衡時間可達數(shù)月，甚至更長。這為被動采樣技術(shù)的實施帶來一定的困難。為了縮短實驗時間，被動采樣引入了動力學(xué)控制采樣方法，即在平衡之前進行測定，利用菲克定律計算時間加權(quán)濃度。由于動力學(xué)采樣器的吸附量相對較低，因而分析靈敏度有所下降。另外，沉積物介質(zhì)復(fù)雜，且環(huán)境條件變化大，被動采樣器對沉積物中污染物的吸附過程可能造成局部耗竭，因此非平衡狀態(tài)下的動力學(xué)采樣的使用需要可靠的校正措施，以保證分析的準(zhǔn)確性［19，44］。確效參考化合物 (performance reference compound，PRC）的引入為非平衡條件下被動采樣的應(yīng)用提供了可行的解決方案，在縮短采樣時間的同時，降低了各種環(huán)境因素(如溫度、水流流速和生物淤積等）對采樣速率的影響。PRC的選擇和使用需要符合以下原則:環(huán)境中檢測不到;與目標(biāo)化合物具有相似的理化性質(zhì)和儀器檢測方法;一組實驗中至少有3個PRCs;Kow的范圍最好在103～106、跨越度在兩個數(shù)量級以上等［45，46］。而在具體操作中，需根據(jù)實際實驗條件和環(huán)境因素選擇合適的PRCs，最好使用同位素取代的化合物。

另一方面，被動采樣器畢竟不是生物，無法模擬生物對污染物的毒代動力學(xué)過程(如污染物在生物體內(nèi)的轉(zhuǎn)化），因此被動采樣對容易被生物代謝的污染物的生物可利用性和毒性效應(yīng)的預(yù)測可能會產(chǎn)生誤差［47］。多數(shù)被動采樣的研究都未考慮生物轉(zhuǎn)化對生物可利用性和毒性的影響，這一方面是研究所選用的模式生物(如夾雜帶絲蚓）和化合物(如PCBs）的生物轉(zhuǎn)化能力較弱，另一方面是生物轉(zhuǎn)化難以定量［48］。近期研究表明，擬除蟲菊酯類農(nóng)藥在一些區(qū)域已經(jīng)成為沉積物對底棲動物毒性的主要貢獻者之一［41，49，50］，因此準(zhǔn)確預(yù)測這些污染物的生物可利用性和毒性對沉積物風(fēng)險評價有重要意義。對于這類對水生生物毒性極強、在生物體內(nèi)容易被轉(zhuǎn)化的污染物，如何測定它們的生物可利用性是有挑戰(zhàn)性的課題。Harwood等［48］選擇兩種有不同生物轉(zhuǎn)化能力的底棲動物(夾雜帶絲蚓和蜉蝣）和兩個易發(fā)生生物轉(zhuǎn)化的污染物(聯(lián)苯菊酯和氯菊酯），探討了SPME測定沉積物中易發(fā)生生物轉(zhuǎn)化的農(nóng)藥的生物可利用性。結(jié)果顯示，聯(lián)苯菊酯和氯菊酯母體在SPME纖維上的濃度和生物的體內(nèi)濃度有良好的線性關(guān)系(r2=0.73），單一化合物的相關(guān)性更好(聯(lián)苯菊酯:r2=0.76;氯菊酯:r2=0.98）。他們認為SPME能較準(zhǔn)確地測定易發(fā)生生物轉(zhuǎn)化的污染物的生物可利用性，但是化合物生物轉(zhuǎn)化速率的差異可能導(dǎo)致SPME無法采用多化合物模型同時預(yù)測不同化合物的生物可利用性，而不同生物對SPME的影響卻相對較小。類似的，Ding等［40］發(fā)現(xiàn)氯菊酯在SPME纖維上的濃度與急性毒性實驗中搖蚊幼蟲(r2=0.64）和鉤蝦(r2=0.75）的體內(nèi)濃度均顯著相關(guān)。因此結(jié)合污染物母體及代謝產(chǎn)物的體內(nèi)濃度測定，進一步開展沉積物中易發(fā)生生物轉(zhuǎn)化的污染物的被動采樣的研究是必要的。

3 結(jié)論與展望

綜上所述，被動采樣技術(shù)的使用可降低沉積物風(fēng)險評價中使用沉積物總濃度或有機碳標(biāo)準(zhǔn)化濃度產(chǎn)生的誤差，簡單有效地將生物可利用性的測定結(jié)合到毒性效應(yīng)評價中，為準(zhǔn)確開展沉積物風(fēng)險評價奠定技術(shù)基礎(chǔ)。目前，被動采樣的研究主要集中于DDTs、PAHs和PCBs等典型疏水性有機污染物，致力于建立被動采樣測定濃度和生物累積量(體內(nèi)濃度）之間的關(guān)系，驗證不同類型被動采樣器的可行性。此外，有些研究也拓展性地將被動采樣技術(shù)用于如活性炭修復(fù)等沉積物污染控制和治理方法的效果評估，但是測定沉積物中污染物毒性效應(yīng)方面的研究還是相對較少。因此，被動采樣技術(shù)的發(fā)展應(yīng)朝著多生物物種、多類化合物和多毒性終點的方向不斷完善。另外，因為被動采樣技術(shù)具有適于原位測定的特色，所以除了在實驗室采用加標(biāo)沉積物進行方法驗證外，還需大力發(fā)展該技術(shù)對野外沉積物中污染物的生物可利用性和毒性的評價，包括其在原位采樣中的應(yīng)用。最后，被動采樣技術(shù)需要標(biāo)準(zhǔn)化和規(guī)范化，這也是該技術(shù)能在沉積物風(fēng)險評價中被廣泛應(yīng)用的保障。最近美國環(huán)境保護署制定了被動采樣技術(shù)對超級污染區(qū)沉積物中有機污染物監(jiān)測的規(guī)范［51］，這為該技術(shù)的推廣提供了有力的支持。

［1］Mehler W T，Li H，Pang J，et al.Arch Environ Contam Toxicol，2011，61:74

［2］Kukkonen J V K，Mitra S，Landrum P F，et al.Environ Toxicol Chem，2005，24:877

［3］Pehkonen S，You J，Akkanen J，et al.Environ Toxicol Chem，2010，29:1976

［4］Maruya K A，Landrum P F，Burgess R M，et al.Integr Environ Assess Manag，2012，8:659

［5］Semple K T，Doick K J，Jones K C，et al.Environ Sci Technol，2004，38:229A

［6］Reichenberg F，Mayer P.Environ Toxicol Chem，2006，25:1239

［7］Di Toro D M，Zarba C S，Hansen D J，et al.Environ Toxicol Chem，1991，10:1541

［8］Wong C S，Capel P D，Nowell L H.Environ Sci Technol，2001，35:1709

［9］You J，Harwood A D，Li H，et al.J Environ Monit，2011，13:792

［10］Gorecki T，Namiesnik J.TRAC-Trend Anal Chem，2002，21:276

［11］Huckins J N，Tubergen M W，Manuweer G K.Chemosphere，1990，20:533

［12］Piccardo M T，Stella A，Pala M，et al.Atmos Environ，2010，44:1947

［13］Bourgeault A，Gourlay-France C.Sci Total Environ，2013，454:328

［14］Zhao Z，Zhang L，Wu J，et al.Soil Sed Contam，2013，22:351

［15］Tomaszewski J E，Werner D，Luthy R G.Environ Toxicol Chem，2007，26:2143

［16］Zimmerman J R，Ghosh U，Millward R N，et al.Environ Sci Technol，2004，38:5458

［17］Cho Y M，Ghosh U，Kennedy A J，et al.Environ Sci Technol，2009，43:3815

［18］Cornelissen G，Pettersen A，Broman D，et al.Environ Toxicol Chem，2008，27:499

［19］Friedman C L，Burgess R M，Perron M M，et al.Environ Sci Technol，2009，43:2865

［20］Tomaszewski J E，Luthy R G.Environ Sci Technol，2008，42:6086

［21］Hale S E，Meynet P，Davenport R J，et al.Water Res，2010，44:4529

［22］Tomaszewski J E，McLeod P B，Luthy R G.Water Res，2008，42:4348

［23］Vinturella A E，Burgess R M，Coull B A，et al.Environ Sci Technol，2004，38:1154

［24］Wang F，Bu Q，Xia X，et al.Environ Pollut，2011，159:1905

［25］Perron M M，Burgess R M，Ho K T，et al.Environ Toxicol Chem，2009，28:749

［26］Perron M M，Burgess R M，Ho K T，et al.Chemosphere，2011，83:247

［27］Jonker M T O，Koelmans A A.Environ Sci Technol，2001，35:3742

［28］Beckingham B，Ghosh U.Chemosphere，2013，91:1401

［29］Kupryianchyk D，Reichman E P，Rakowska M I，et al.Environ Sci Technol，2011，45:8567

［30］Muijs B，Jonker M T O.Environ Sci Technol，2012，46:937

［31］Endo S，Hale S E，Goss K U，et al.Environ Sci Technol，2011，45:10124

［32］Arthur C L，Pawliszyn J.Anal Chem，1990，62:2145

［33］Hu G D.Chinese Journal of Chromatography(胡國棟.色譜），2009，27(1）:1

［34］Wang J C，Jin J，Xiong L，et al.Chinese Journal of Chromatography(王金成，金靜，熊力，等.色譜），2010，28(1）:1

［35］Jiang S X，F(xiàn)eng J J.Chinese Journal of Chromatography(蔣生祥，馮娟娟.色譜），2012，30(3）:219

［36］Xu Y，Spurlock F，Wang Z，et al.Environ Sci Technol，2007，41:8394

［37］Liu Z C，Hu X L，Liu J F.Chinese Journal of Chromatography(劉志超，胡霞林，劉景富.色譜），2010，28(5）:513

［38］You J，Landrum P F，Lydy M J.Environ Sci Technol，2006，40:6348

［39］Trimble T A，You J，Lydy M J.Chemosphere，2008，71:337

［40］Ding Y，Landrum P F，You J，et al.Ecotoxicology，2013，22:109

［41］Li H，Sun B，Chen X，et al.Environ Pollut，2013，178:135

［42］You J，Landrum P F，Trimble T A，et al.Environ Toxicol Chem，2007，26:1940

［43］Mayer P，Vaes W H J，Wijnker F，et al.Environ Sci Technol，2000，34:5177

［44］Bao L，Zeng E Y.TRAC-Trend Anal Chem，2011，30:1422

［45］Booij K，Smedes F.Environ Sci Technol，2010，44:6789

［46］Huckins J N，Petty J D，Lebo J A，et al.Environ Sci Technol，2002，36:85

［47］Landrum P F，Robinson S D，Gossiaux D C，et al.Environ Sci Technol，2007，41:6442

［48］Harwood A D，Landrum P F，Lydy M J.Environ Sci Technol，2012，46:2413

［49］Weston D P，Holmes R W，You J，et al.Environ Sci Technol，2005，39:9778

［50］Mehler W T，Li H，Lydy M J，et al.Environ Sci Technol，2011，45:1812

［51］USEPA.Guidelines for Using Passive Samplers to Monitor Organic Contaminants at Superfund Sediment Sites.(2012-12）.http://www.epa.gov/superfund/health/conmedia/sediment/pdfs/Passive_Sampler_SAMS_Final_Camera_Ready_-_Jan_2013.pdf