摘要 多環(huán)芳烴是廣泛存在于食物鏈和自然環(huán)境中的有機(jī)污染物，是目前環(huán)境科學(xué)領(lǐng)域及全球變化研究的熱點(diǎn)內(nèi)容之一，對(duì)水生環(huán)境食物鏈中多環(huán)芳烴的富集及轉(zhuǎn)化過程進(jìn)行系統(tǒng)地總結(jié)有助于未來相關(guān)研究的開展?；诖?，對(duì)水生環(huán)境食物鏈中的多環(huán)芳烴研究進(jìn)展進(jìn)行了綜述，介紹了多環(huán)芳烴在水生環(huán)境食物鏈中的分布及來源，重點(diǎn)總結(jié)了影響多環(huán)芳烴在食物鏈中富集和轉(zhuǎn)化的影響因素，綜述了目前多環(huán)芳烴在食物鏈中的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法，并提出了水生系統(tǒng)食物鏈中多環(huán)芳烴研究的不足。

關(guān)鍵詞 多環(huán)芳烴；水生環(huán)境；食物鏈；影響因素

中圖分類號(hào)S181.3文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼A文章編號(hào)0517-6611（2014）29-10261-05

基金項(xiàng)目國(guó)家科技重大專項(xiàng)（2012ZX07503003001）；中國(guó)科學(xué)院橫向課題（53H13019）；天津市應(yīng)用基礎(chǔ)與前沿技術(shù)研究計(jì)劃（14JCQNJC08600，14JCQNJC08800）；天津師范大學(xué)人才引進(jìn)項(xiàng)目（5RL101，5RL102）。

作者簡(jiǎn)介梁慧姣（1991-），女，山西平遙人，本科生，專業(yè)：環(huán)境科學(xué)。*通訊作者，助理研究員，從事水環(huán)境地球化學(xué)研究。

多環(huán)芳烴（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons， PAHs）是具有兩個(gè)或者兩個(gè)以上苯環(huán)的半揮發(fā)性有毒有害有機(jī)物，其來源廣泛且具有穩(wěn)定性和難降解性，同時(shí)在人體內(nèi)富集后易致癌、致畸、致突變[1]。由于多環(huán)芳烴具有疏水性、蒸氣壓小及辛醇-水分配系數(shù)高的特點(diǎn)，所以更容易在水生環(huán)境食物鏈中累積。隨著苯環(huán)數(shù)量的增加，其脂溶性越強(qiáng)，水溶性越小，在環(huán)境中存在時(shí)間越長(zhǎng)，其致癌性也隨之增強(qiáng)[2-3]。近年來水生系統(tǒng)食物鏈中多環(huán)芳烴的分布和富集引起了廣泛的關(guān)注[4-5]，對(duì)水生環(huán)境食物鏈的研究具有重要的環(huán)境意義和全球意義。

由于發(fā)達(dá)國(guó)家在過去幾十年顯著提高了能源的利用效率，多環(huán)芳烴排放量近年來已經(jīng)顯著降低[6-7]。然而我國(guó)由于社會(huì)經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展對(duì)能源需求持續(xù)增加，同時(shí)能源利用效率較低，造成多環(huán)芳烴排放量不斷上升[8-9]。截至2004年，中國(guó)大氣中EPA優(yōu)先控制的16種PAHs的排放量為114×109 g，約占全球總排放量（520×109 g）的22%[10]，多環(huán)芳烴污染對(duì)我國(guó)生態(tài)系統(tǒng)和人類健康的威脅已變得越來越嚴(yán)重[11]，所以廣泛開展我國(guó)生態(tài)環(huán)境中多環(huán)芳烴的分布、遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律及污染控制的研究具有重要意義。

PAHs可通過外源污染物輸入、大氣沉降及地表徑流等方式進(jìn)入水生環(huán)境，由于這類物質(zhì)具有很強(qiáng)的親脂性，所以更傾向于優(yōu)先富集在沉積物和有機(jī)體中；同時(shí)PAHs具有持久性和難降解的特點(diǎn)，可以在水生食物鏈中例如藻類、貝殼類、軟體動(dòng)物、底棲生物以及魚類等一系列生物中不斷富集，累積于生物體的這些污染物最終通過食物鏈傳遞并逐級(jí)放大[12-13]，并且當(dāng)人類消費(fèi)水生生物時(shí)會(huì)在人體內(nèi)累積并對(duì)人類和生態(tài)系統(tǒng)造成潛在的危害[14]。由于魚類在水生生態(tài)系統(tǒng)中的重要性及其特殊的食物來源結(jié)構(gòu)，因而經(jīng)常被用來估算生物富集系數(shù)（BCF）[15]、分析食物鏈中有機(jī)物的生物累積效應(yīng)[16-17]、評(píng)估人類健康風(fēng)險(xiǎn)[18-19]、監(jiān)測(cè)多環(huán)芳烴的污染狀況等[17，20]。

而目前針對(duì)水生環(huán)境食物鏈中PAHs的系統(tǒng)研究尚不多見，已有的研究多為針對(duì)水生生物個(gè)體的分散研究，主要關(guān)注PAHs對(duì)個(gè)體生命指標(biāo)的影響以及對(duì)局部組織造成的危害[21]，所以水生環(huán)境食物鏈中PAHs的系統(tǒng)研究亟需開展。為此，筆者綜述了當(dāng)前研究進(jìn)展，總結(jié)已有研究的不足，提出未來多環(huán)芳烴在水生系統(tǒng)研究中的發(fā)展方向。

1 水生環(huán)境多環(huán)芳烴來源與分布

1.1食物鏈中多環(huán)芳烴的來源自然界多環(huán)芳烴的主要來源包括自然源和人為源，自然源包括燃燒（森林大火和火山噴發(fā)）和生物合成（沉積物成巖過程、生物轉(zhuǎn)化過程和焦油礦坑內(nèi)氣體），人為來源主要為礦物化石燃料的燃燒例如焦化煤氣、石油工業(yè)“三廢”、機(jī)動(dòng)車輛、飛機(jī)等排放的尾氣、煤爐排放的廢氣以及其他人為源例如垃圾的焚燒、吸煙、食品制作中的煙熏燒烤等[22]。

多環(huán)芳烴進(jìn)入水生環(huán)境的主要來源包括礦物化石燃料和區(qū)域內(nèi)有機(jī)物（熱解源）的高溫不完全燃燒、地質(zhì)成因來源（圖1）[23-25]。海岸帶水生環(huán)境PAHs的人為來源主要包括地表徑流、工業(yè)廢水、大氣沉降、機(jī)動(dòng)車尾氣排放以及化石燃料的泄漏等，多環(huán)芳烴在海水和沉積物中的暴露對(duì)底棲和海洋浮游生物具有毒理學(xué)意義[26]。PAHs在水生環(huán)境食物鏈中的來源不僅受外源輸入的影響，同時(shí)也受內(nèi)源各種物化作用過程的影響，例如水生環(huán)境PAHs的來源、暴露水平以及溶解過程、光化學(xué)催化氧化以及微生物降解等（圖1）。

1.2水生環(huán)境食物鏈中不同營(yíng)養(yǎng)級(jí)PAHs的分布PAHs廣泛分布于大氣、土壤顆粒、水體及沉積物中，水生環(huán)境中的PAHs會(huì)以溶解態(tài)、乳化態(tài)和懸浮顆粒態(tài)3種形式存在，并且水中PAHs容易直接進(jìn)入沉積物或生物體內(nèi)，導(dǎo)致水體沉積物和生物體中的PAHs含量較高。

藻類是水生環(huán)境中初級(jí)生產(chǎn)力的重要組成部分，其在水生系統(tǒng)食物鏈中發(fā)揮著巨大作用，當(dāng)前水生植物的個(gè)體PAHs的研究主要集中于各種藻類，研究發(fā)現(xiàn)個(gè)體PAHs在藻類中的富集會(huì)顯著抑制藻類的生長(zhǎng)，同時(shí)干擾到藻類的新陳代謝過程，例如類胡蘿卜素的生成[33-34]。底棲生物同樣也是水生環(huán)境食物鏈中的重要環(huán)節(jié)，研究表明其對(duì)高毒性的PAHs具有極強(qiáng)的富集能力[35-36]。而水和沉積物中PAHs的暴露水平是影響水生生物PAHs富集的重要條件，水體和沉積物會(huì)直接導(dǎo)致底棲生物PAHs的富集[37]。魚類是水生環(huán)境重要的水生生物，研究表明魚類PAHs的富集與營(yíng)養(yǎng)級(jí)別有關(guān)，魚體內(nèi) PAHs濃度會(huì)隨魚所在營(yíng)養(yǎng)級(jí)增加而增加，與低營(yíng)養(yǎng)級(jí)的魚類相比，高營(yíng)養(yǎng)級(jí)的魚體內(nèi)含有更高濃度的污染物[11]。雖然如此，PAHs在水生環(huán)境哪一個(gè)環(huán)節(jié)富集或者不同生物群落對(duì)PAHs的富集能力尚不明確，所以掌握PAHs在水生環(huán)境食物鏈中富集的影響因素具有重要意義。

2 水生環(huán)境食物鏈中多環(huán)芳烴富集的影響因素

PAHs在水生環(huán)境中的行為受控于一系列物理、化學(xué)及生物過程，已有研究主要集中在PAHs 分析方法、來源和分布、對(duì)生物的毒理學(xué)意義及其遷移轉(zhuǎn)化等方面，對(duì)于水生系統(tǒng)食物鏈來說，PAHs的來源分布、影響因素和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)是當(dāng)今研究的前沿和熱點(diǎn)。其中，明確多環(huán)芳烴在水環(huán)境食物鏈中遷移轉(zhuǎn)化的影響因素是評(píng)估多環(huán)芳烴對(duì)水生生物和人類健康危害的關(guān)鍵。生物脂肪含量、辛醇-水分配系數(shù)（Kow）、生物新陳代謝以及年齡、生物-沉積物富集因子、食性等因素對(duì)多環(huán)芳烴在水環(huán)境食物鏈中遷移轉(zhuǎn)化的影響受到了較為普遍的關(guān)注。

2.1脂肪含量脂肪含量是影響PAHs在生物體內(nèi)富集的重要影響因素，已有的研究表明脂肪含量與PAHs的富集成正比。朱必鳳等研究了鯽魚對(duì)PAHs的富集以及PAHs在鯽魚組織中的分布，結(jié)果表明PAHs能在魚的組織器官內(nèi)大量富集，然后隨著魚的新陳代謝逐漸釋放，相對(duì)于其他器官來說，富脂肪組織器官釋放最慢，其原因是脂肪組織對(duì)多環(huán)芳烴的親和性較大[38]。Xu等對(duì)我國(guó)白洋淀內(nèi)鯽魚、鱧魚、草魚和鮒這4種魚類的PAHs含量進(jìn)行了分析，提出魚類脂肪含量是影響PAHs富集和轉(zhuǎn)化的重要因素[5]。Bandowe等對(duì)幾內(nèi)亞灣幾種優(yōu)勢(shì)魚中體內(nèi)28種PAHs分布與富集的研究中發(fā)現(xiàn)，魚腸與魚鰓具有較高的含量，提出不同器官PAHs的含量可能取決于該部位的脂肪含量[4]。Hellou等對(duì)大西洋西北部比目魚的肝臟、肌肉和性腺的研究表明，肝臟較肌肉和性腺具有更高的PAHs含量，說明脂肪含量對(duì)PAHs富集的影響起促進(jìn)作用[39]。

2.2辛醇-水分配系數(shù)辛醇-水分配系數(shù)（Kow）是表征有機(jī)物生物活性的重要參數(shù)，直接反映有機(jī)物的疏水性和環(huán)境歸趨，辛醇-水分配系數(shù)影響著PAHs在食物鏈中的積累與放大。由于 PAHs具有較低的水溶性和較高的辛醇水分配系數(shù)（logKow=3～8），導(dǎo)致了PAHs更容易積累在魚和貝體中[37，40-41]。Xu等對(duì)我國(guó)白洋淀內(nèi)鯽魚、鱧魚、草魚和鮒這4種魚類中影響PAHs含量及富集的研究表明，Kow與4種魚類PAHs的含量均成負(fù)相關(guān)關(guān)系，表明Kow對(duì)PAHs在魚肉組織中的富集有顯著影響，同時(shí)發(fā)現(xiàn)隨著Kow增大，草魚肝部趨向于富集更多的PAHs[5]。Hellou等對(duì)幾內(nèi)亞灣幾種優(yōu)勢(shì)魚中體內(nèi)28種PAHs分布與富集的研究中也發(fā)現(xiàn)，魚腸與魚鰓具有較高的含量并且與Kow具有顯著的相關(guān)關(guān)系[4]。由于多環(huán)芳烴溶解度隨分子量增加而降低，因此相對(duì)于沉積物，生物體常常富含低分子多環(huán)芳烴[42-43]，因?yàn)檩^重分子量的化合物被優(yōu)先吸附在沉淀物或顆粒物質(zhì)上，所以這些低分子量的多環(huán)芳烴更容易從沉積物中被釋放，而低分子量的多環(huán)芳烴溶解度大于高分子多環(huán)芳烴[44]。

2.3生物新陳代謝 生活在PAHs暴露水平較高的水環(huán)境中的生物可以借助其身體表面及鰓來吸附有機(jī)污染物，同時(shí)食用沉淀物或懸浮物從而達(dá)到污染物質(zhì)在水生食物鏈中的傳遞[45]，例如Soares-Gomes等對(duì)受原油泄漏影響的巴西近海的藤壺體內(nèi)PAHs富集的研究發(fā)現(xiàn)，在原油泄漏初期，藤壺體內(nèi)富集大量的PAHs，然而隨著新陳代謝過程藤壺體內(nèi)的PAHs明顯降低，同時(shí)這也與藤壺的食性有至關(guān)重要的聯(lián)系[46]。在食物鏈中較低營(yíng)養(yǎng)級(jí)別的較小有機(jī)體，如浮游生物、甲殼類和雙殼類主要經(jīng)被動(dòng)擴(kuò)散由身體表面直接從水和沉積物中吸收PAHs；而魚作為一種提供了一個(gè)相對(duì)較長(zhǎng)的壽命和高級(jí)別污染物的生物放大作用的頂級(jí)消費(fèi)者，其生理障礙被認(rèn)為是水生系統(tǒng)的一般污染的代表[47-48]。Wan等發(fā)現(xiàn)PAHs在海洋食物鏈中并未出現(xiàn)隨著食物鏈營(yíng)養(yǎng)級(jí)富集的原因很可能是較高營(yíng)養(yǎng)級(jí)生物具有低的同化效率和高效的新陳代謝過程[49]。

2.4其他因素 季節(jié)性差異、食性、年齡以及生物-沉積物富集因子等因素也被認(rèn)為是影響水生生物中PAHs富集的重要因素。Orbea等對(duì)Urdaibai河口及海灣的雙橋類軟體動(dòng)物、螃蟹以及優(yōu)勢(shì)魚種中的PAHs分布的研究表明，動(dòng)物的產(chǎn)卵期可以造成PAHs在生物體內(nèi)富集的季節(jié)性變化，冬天較高，夏天低[36]。PAHs在不同種類生物體內(nèi)的積累途徑不盡相同，但不可否認(rèn)水體中生物體對(duì)PAHs污染具有富集能力[16]。Ramdine等對(duì)瓜德羅普島附近軟體動(dòng)物牡蠣中多環(huán)芳烴的研究發(fā)現(xiàn)，生物-沉積物富集因子是表征PAHs富集的重要因素[50]。多環(huán)芳烴在有機(jī)體內(nèi)發(fā)生生物積累主要通過以下兩種途徑：吸附和通過食物轉(zhuǎn)移。水生生物則主要通過食物鏈暴露在有機(jī)污染物中，很多生物主要通過食物被污染，如人類、海洋哺乳類，對(duì)于人類來說，消費(fèi)已被污染的食品，特別是處于食物鏈高營(yíng)養(yǎng)級(jí)的海魚、貝類和哺乳類，是其暴露在PAHs環(huán)境中的一種重要途徑。

3 水生環(huán)境食物鏈中多環(huán)芳烴的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)是指生態(tài)系統(tǒng)受到一個(gè)或多個(gè)脅迫因素影響后，對(duì)出現(xiàn)不利生態(tài)影響的可能性和危害性大小的評(píng)估。水環(huán)境中的PAHs 對(duì)水生生物可產(chǎn)生潛在危害，可能影響無脊椎動(dòng)物、魚類和兩棲類等水生生物的生殖系統(tǒng)發(fā)育，并可能產(chǎn)生致癌、致畸和致突變現(xiàn)象[51-52]，從而造成水生生態(tài)系統(tǒng)的退化。如今污染物暴露及其對(duì)水生生物健康狀態(tài)的影響已經(jīng)受到了廣泛的關(guān)注，魚體健康已經(jīng)成為重要的環(huán)境污染指標(biāo)[53-54]。海洋魚類肝臟和鰓的病變被證明可能是與暴露于外源性化學(xué)物質(zhì)有關(guān)，包括PAHs可能導(dǎo)致組織腫瘤、非腫瘤性增生病變和退行性/壞死性病變[55]。例如研究發(fā)現(xiàn)多環(huán)芳烴導(dǎo)致魚類的病理學(xué)變化如水腫、空泡化、肝膽囊肥大和肝腫瘤[56-57]。因此，評(píng)價(jià)水體PAHs 對(duì)水生生物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)對(duì)保護(hù)水生生態(tài)系統(tǒng)安全具有重要的現(xiàn)實(shí)意義和科學(xué)意義。

3.1商值法商值法是判定PAHs是否具有潛在有害影響的半定量生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法[58]，是一種傳統(tǒng)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法，即依據(jù)已有環(huán)境基準(zhǔn)設(shè)定食物鏈中PAHs的評(píng)價(jià)基準(zhǔn)，再將PAHs在水生環(huán)境和食物鏈中的實(shí)測(cè)濃度與濃度標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行比較獲得商值，以此商值評(píng)價(jià)風(fēng)險(xiǎn)程度。目前商值法在傳統(tǒng)方法的基礎(chǔ)上得到了進(jìn)一步的延伸，例如利用商值法劃分不同的風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)，進(jìn)而進(jìn)行評(píng)估[21，59]；還有以商值法為基礎(chǔ)發(fā)展而成的地質(zhì)累積指數(shù)法和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法，該方法主要利用在重金屬元素的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估。該方法適用于生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的初級(jí)階段，可篩選需要進(jìn)一步詳細(xì)評(píng)價(jià)的具有潛在風(fēng)險(xiǎn)的化學(xué)品[60]，但這一方法沒有考慮暴露濃度和毒性數(shù)據(jù)的不確定性和變異性[59，61]。另外商值法的評(píng)價(jià)結(jié)果為半定量，屬于一種低水平的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。改進(jìn)的商值法雖然在定量化上有進(jìn)步，但無法反映污染物的濃度與被污染受體效應(yīng)之間的關(guān)系。

3.2基于暴露-反應(yīng)法的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)暴露-反應(yīng)法是依據(jù)食物鏈中各營(yíng)養(yǎng)級(jí)生物在不同濃度PAHs的暴露條件下產(chǎn)生的反應(yīng)。然而常規(guī)的暴露-反應(yīng)評(píng)價(jià)方法具有較大的不確定度，同時(shí)也不能完整反映PAHs對(duì)整個(gè)水生環(huán)境的危害程度，所以近年來以此為基礎(chǔ)探索出了幾種延伸，其中對(duì)于水生系統(tǒng)食物鏈PAHs的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)來說，概率生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)已經(jīng)得到了廣泛的應(yīng)用[58，62-63]。

概率生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)通過比較PAHs暴露濃度和毒性數(shù)據(jù)累積概率分布曲線之間的重疊程度進(jìn)而量化生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)， 相比于商值法概率風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)則考慮了環(huán)境濃度以及毒理數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)意義，同時(shí)能夠計(jì)算得到暴露濃度超過影響一定比例的水生生物的概率[59]。事實(shí)上，PAHs對(duì)水生生物的影響是綜合性的，僅考慮單體PAHs 對(duì)水生生物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，可能會(huì)低估PAHs 對(duì)水生生物的不利影響。因而基于對(duì)單體PAHs等效濃度評(píng)價(jià)的基礎(chǔ)上，利用概率生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法可以實(shí)現(xiàn)對(duì)ΣPAHs的聯(lián)合生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[64]。

概率風(fēng)險(xiǎn)更多地用于水體風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，例如馮承蓮等以現(xiàn)有的中國(guó)主要河流中多環(huán)芳烴的濃度結(jié)合毒性數(shù)據(jù)庫中PAHs水相濃度對(duì)水生生物的毒性數(shù)據(jù)，借助概率風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)法分析了這7種PAHs對(duì)水生生物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[65]。

3.3 PAHs健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估PAHs的人體暴露評(píng)估是PAHs對(duì)人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的重要前提，一般用日攝入量和吸收量來表示。在人體暴露評(píng)估中，通常是直接利用PAHs濃度來評(píng)價(jià)，但是這種評(píng)價(jià)方法會(huì)造成對(duì)人體攝入量的高估，因?yàn)椴⒉皇菙z取的PAHs都被完全吸收[11，66]。PAHs在食物鏈內(nèi)尤其是魚體內(nèi)的富集會(huì)影響人體健康及水產(chǎn)品產(chǎn)量，由于魚是重要的食品，魚體內(nèi)的PAHs通過食物鏈進(jìn)一步影響人類健康?；诖?，世界衛(wèi)生組織也定量規(guī)定了魚的PAHs的健康基準(zhǔn)[67-69]。

飲食攝取的PAHs健康風(fēng)險(xiǎn)通常通過計(jì)算苯并（a）芘等效毒性（BEQ）和過量致癌風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià)[70-74]。由于環(huán)境中的PAHs 是多體有機(jī)化合物的混合，所以在評(píng)價(jià)其毒性時(shí)需要借助一個(gè)基準(zhǔn)物質(zhì)，常用的基準(zhǔn)物質(zhì)為苯并（a）芘。由于苯并（a）芘在環(huán)境中存在廣泛，并且當(dāng)前對(duì)其理化性質(zhì)和生物毒性也開展了較多的研究，因此常被用來作為PAHs 的基準(zhǔn)毒性指示物。食品中苯并（a）芘等效毒性的計(jì)算是基于單體PAHs的濃度和它們各自的毒性當(dāng)量因子（TEF）。苯并（a）芘的毒性等價(jià)因子被設(shè)定為1，根據(jù)其他物質(zhì)的毒性大小賦予相應(yīng)的TEFs 值，其毒性可用苯并（a）芘等效毒性表述。將各單體PAHs組分的BEQ累加，即可獲得PAHs的整體毒性當(dāng)量。另外，結(jié)合年齡、體重以及苯并（a）芘的致癌性等參數(shù)，可以估算過量致癌風(fēng)險(xiǎn)[5，74-75]。

4結(jié)論

目前而言，國(guó)內(nèi)外已經(jīng)開展了很多關(guān)于PAHs在水生環(huán)境食物鏈中富集、來源分布、轉(zhuǎn)化過程以及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)等的相關(guān)研究。而大多數(shù)研究都是針對(duì)單一或者幾個(gè)水生生物的分散研究，尚沒有形成對(duì)某一水生環(huán)境完整食物鏈的針對(duì)性系統(tǒng)性研究。由于PAHs的貯存時(shí)間長(zhǎng)、對(duì)水生生物的危害性持久，同時(shí)PAHs在水生環(huán)境中影響因素復(fù)雜，對(duì)整個(gè)食物鏈的系統(tǒng)性研究可以準(zhǔn)確評(píng)估PAHs的風(fēng)險(xiǎn)和影響因素。該研究對(duì)當(dāng)前國(guó)內(nèi)外水生環(huán)境食物鏈代表性物種的PAHs轉(zhuǎn)化進(jìn)行了總結(jié)，試圖說明當(dāng)前水生環(huán)境食物鏈中多環(huán)芳烴相關(guān)研究需解決的問題與發(fā)展趨勢(shì)，為今后水生生態(tài)系統(tǒng)食物鏈中多環(huán)芳烴的研究提供有益借鑒。

參考文獻(xiàn)

[1] DURANT J L，BUSBY JR W F，LAFLEUR A L，et al.Human cell mutagenicity of oxygenated，nitrated and unsubstituted polycyclic aromatic hydrocarbons associated with urban aerosols[J].Mutat Res Gen Tox，1996，371：123-157.

[2] NEFF J M，SCOTT S A，GUNSTERT D G.Ecological risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in sediments：identifying sources and ecological hazards[J].Integrated Environmental Assessment and Management，2005，1：22-33.

[3] 包貞，潘志彥，楊曄，等.環(huán)境中多環(huán)芳烴的分布及降解[J].浙江工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2003，31（5）：528-534.

[4] BANDOWE B A M，BIGALKE M，BOAMAH L，et al.Polycyclic aromatic compounds （PAHs and oxygenated PAHs） and trace metals in fish species from Ghana （West Africa）：Bioaccumulation and health risk assessment[J].Environment International，2014，65：135-146.

[5] XU F L，WU W J，WANG J J，et al.Residual levels and health risk of polycyclic aromatic hydrocarbons in freshwater fishes from Lake Small Bai-Yang-Dian，Northern China[J].Ecological Modelling，2011，222：275-286.

[6] PACYNA J M，BREIVIK K，MUNCH J，et al.European atmospheric emissions of selected persistent organic pollutants，1970-1995 [J].Atmospheric Environment，2003，37（S1）：119-131.

[7] SUN P，BLANCHARD P，BRICE K A，et al.Trends in polycyclic aromatic hydrocarbon concentrations in the Great Lakes atmosphere[J].Environmental Science Technology，2006，40：6221-6227.

[8] XU S S，LIU W X，TAO S.Emission of polycyclic aromatic hydrocarbons in China[J].Environmental Science Technology，2006，40：702-708.

[9] ZHANG Y X，TAO S，CAO J，et al.Emission of polycyclic aromatic hydrocarbons in China by county[J].Environmental Science Technology，2007，41：683-687.

[10] ZHANG Y X，TAO S.Global atmospheric emission inventory of polycyclic aromatic hydrocarbons （PAHs） for 2004[J].Atmospheric Environment，2009，43：812-819.

[11] 王德慶.太湖魚體中PAHs和OCPs的暴露水平、分布特征和人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[D].上海：上海大學(xué)，2013：147.

[12] CHEN Y，ZHU L，ZHOU R.Characterization and distribution of polycyclic aromatic hydrocarbon in surface water and sediment from Qiantang River，China[J].J Hazard Mater， 2007，141：148-155.

[13] LINDBERG P，SELLSTROM U，HAGGBERG L，et al.Higher brominated diphenyl ethers and hexabromocyclododecane found in eggs of peregrine falcons （Falco peregrinus） breeding in Sweden[J].Environ Sci Technol，2004，38：93-96.

[14] DARNERUD P O，ATUMA S，AUNE M，et al.Dietary intake estimations of organohalogen contaminants （dioxins，PCB，PBDE and chlorinated pesticides，e.g.DDT） based on Swedish market basket data[J].Food Chem Toxicol，2006，44：1597-1606.

[15] BARRON M G.Bioconcentration：Will water-borne organic chemicals accumulate in aquatic animals？ [J].Environmental Science Technology，1990，24（11）：1612-1618.

[16] HARUHIKO N，YASUFUMI S，TAKASHI M，et al.Bioaccumulation and toxic potencies of polychlorinated biphenyls and polycyclic aromatic hydrocarbons in Tidal Flat and Coastal Ecosystems of the Ariake Sea.Japan[J].Environmental Science Technology，2003，37（16）：3513-3521.

[17] GUO Y，MENG X Z，TANG H L，et al.Tissue distribution of organochlorine pesticides in fish collected from the Pearl River Delta，China：implications for fishery input source and bioaccumulation[J].Environmental Pollution，2008，155（1）：150-156.

[18] CHEUNG K C，LEUNG H M，KONG K Y，et al.Residual levels of DDTs and PAHs in freshwater and marine fish from Hong Kong markets and their health risk assessment[J].Chemosphere，2007，66（3）：460-468.

[19] DENNIS T L.Perspective on ecotoxicolgy of PAHs to fish[J].Human and Ecological Risk Assessment，2007，13（2）：302-316.

[20] LANFRANCHI A L，MENONE M L，MIGLIORANZA K S B，et al.Striped weakfish （Cynoscion guatucupa）：a biomonitor of organochlorine pesticides in estuarine and near-coastal zones[J].Marine Pollution Bulletin，2006，52（1）：74-80.

[21] 秦寧，何偉，孔祥臻，等.中國(guó)水生生態(tài)系統(tǒng)中多環(huán)芳烴的生態(tài)毒性與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)研究進(jìn)展[J].中國(guó)科技論文，2013，8（12）：1209-1218.

[22] 楊發(fā)忠，顏陽，張澤志，等.多環(huán)芳烴研究進(jìn)展[J].云南化工，2005，32（2）：44-48.

[23] NEFF J M.Polycyclic aromatic hydrocarbons in the aquatic environment，sources，fates，and biological effects[M].London，Great Britain：Applied Science Publishers Ltd，1979.

[24] MCELROY A E，F(xiàn)ARRINGTON J W，TEAL J M.Bioavailability of polycyclic aromatic hydrocarbons in the aquatic environment[M].Boca Raton，F(xiàn)L：CRC Press，1989：1-40.

[25] ROJO-NIETO E，SALES D，PERALES J A.Sources，transport and fate of PAHs in sediments and superficial water of a chronically polluted semi-enclosed body of seawater：linking of compartments[J].Environmental Science：Processes Impacts，2013，15： 986-995.

[26] ARIAS A H，SPETTER C V，F(xiàn)REIJE R H，et al.Polycyclic aromatic hydrocarbons in water，mussels （Brachidontes sp.，Tagelus sp.） and fish （Odontesthes sp.） from Bahía Blanca Estuary，Argentina[J].Estuarine Coastal And Shelf Science，2009，85：67-81.

[27] ZENG E Y，VISTA C L.Organic pollutants in the coastal environment off San Diego，California.1.Source identification and assessment by compositional indices of polycyclic aromatic hydrocarbons[J].Environmental Toxicology and Chemistry，1997，16（2）：179-188.

[28] LI F L，ZENG X K，YANG J D，et al.Contamination of polycyclic aromatic hydrocarbons （PAHs） in surface sediments and plants of mangrove swamps in Shenzhen，China[J].Marine Pollution Bulletin，2014，in press.

[29] SOCLO H H，GARRIGUES P，EWALD M.Origin of polycyclic aromatic hydrocarbons （PAHs ） in coastal marine sediments：case studies in Cotonou （Benin） and Aquitaine （France） areas [J].Marine Pollution Bulletin，2000，40（5）：387-396.

[30] MCCREADY S，SLEE D J，BIRCH G F，et al.The distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons in surficial sediments of Sydney harbour，Australia [J].Marine Pollution Bulletin，2000，40（11）：999-1006.

[31] BAUMARD P，BUDZINSKI H，GARRIGUES P，et al.Concentrations of PAHs （polycyclic aromatic hydrocarbons） in various marine organisms in relation to those in sediments and to trophic level[J].Mar Pollut Bull，1998，36：951-960.

[32] BUDZINSKI H，JONES I，BELLOCQ J，et al.Evaluation of sediment contamination by polycyclic aromatic hydrocarbons in the Gironde estuary[J].Mar Chem，1997，58：85-97.

[33] 呂劍濤，孫廣蓮，唐學(xué)璽.3種多環(huán)芳烴對(duì)3種赤潮微藻類胡蘿卜素含量的影響研究[J].海洋環(huán)境科學(xué)，2009，28（5）：478-481.

[34] 田繼遠(yuǎn)，唐學(xué)璽，于娟，等.蒽脅迫對(duì)2種海洋微藻的毒性效應(yīng)[J].青島海洋大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2002，32（6）：919-925.

[35] 江錦花，丁理法.臺(tái)州灣五種海洋生物體內(nèi)多環(huán)芳烴的濃度、富集特征及環(huán)境效應(yīng)[J].環(huán)境污染與防治，2007，29（5）：394-397.

[36] ORBEA A，ORTIZ-ZARRAGOITIA M，SOLE′ M，et al.Antioxidant enzymes and peroxisome proliferation in relation to contaminant body burdens of PAHs and PCBs in bivalve molluscs，crabs and fish from the Urdaibai and Plentzia estuaries （Bay of Biscay） [J].Aquatic Toxicology，2002，58：75-98.

[37] NAKATA H，SAKAI Y，MIYAWAKI T，et al.Bioaccumulation and Toxic Potencies of Polychlorinated Biphenyls and Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Tidal Flat and Coastal Ecosystems of the Ariake Sea，Japan[J].Environ Sci Technol，2003，37：3513-3521.

[38] 朱必鳳，鄧少平，林志紅.芳烴輕化酶與卿魚組織富集多環(huán)芳烴和代謝釋放的關(guān)系[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué)，1996，16（1）：38-40.

[39] HELLOU J，WARREN W G.Polycyclic aromatic compounds and saturated hydrocarbons in tissues of flatfish：insight on environmental exposure[J].Mar Environ Res，1997，43：11-25.

[40] KOH C H，KHIM J S，KANNAN K，et al.Polychlorinated dibenzopdioxins （PCDDs），dibenzofurans （PCDFs），biphenyls （PCBs），and polycyclic aromatic hydrocarbons （PAHs） and 2，3，7，8-TCDD equivalents （TEQs） in sediment from the Hyeongsan River，Korea[J].Environ Pollut，2004，132：489-501.

[41] KANNAN K，JOHNSONRESTREPO B，YOHN S S，et al.Spatial and temporal distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons in sediments from Michigan inland lakes[J].Environ Sci Technol，2005，39：4700-4706.

[42] DJOMO J E，GARRIGUES P，NARBONNE J F.Uptake and depuration of polyclic aromatic hydrocarbons from sediment by the zebrafish （Bracydanio rerio）[J].Environmental Toxicology and Chemistry，1996，15：1177-1181.

[43] PORTE C，ALBAIGS J.Bioaccumulation patterns of hydrocarbons and polychlorinated biphenyls in bivalves，crustaceans and fishes[J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology，1993，26：273-281.

[44] BAUMARD P，BUDZINSKI H，GARRIGUES P，et al.Polycyclic aromatic hydrocarbon （PAH） burden of mussels （Mytilus sp.） in different marine environments in relation with sediment PAH contamination，and bioavailability[J].Marine Environmental Research，1999，47（5）：415-439.

[45] PATROLECCO L，ADEMOLLO N，CAPRI S，et al.Occurrence of priority hazardous PAHs in water，suspended particulate matter，sediment and common eels （Anguilla anguilla） in the urban stretch of the River Tiber （Italy）[J].Chemosphere，2010，81（11）：1386-1392.

[46] SOARES-GOMES A，NEVES R L，AUCLIO R，et al.Changes and variations of polycyclic aromatic hydrocarbon concentrations in fish，barnacles and crabs following an oil spill in a mangrove of Guanabara Bay，Southeast Brazil[J].Marine Pollution Bulletin，2010，60：1359-1363.

[47] BERVOETS L，CAMPENHOUT K V，REYNDERS H，et al.Bioaccumulation of micropollutants and biomarker responses in cagedcarp （Cyprinus carpio）[J].Ecotoxicology and Environment Safety，2009，72：720-728.

[48] FANG JKH，AU DWT，WU RSS，et al.The use of physiological indices in rabbitfish Siganus oramin for monitoring of coastal pollution[J].Marine Pollution Bulletin，2009，58（8）：1229-1235.

[49] WAN Y，JIN X，HU J，et al.Trophic dilution of polycyclic aromatic hydrocarbons （PAHs） in a marine food web from Bohai Bay，North China[J].Environmental Science and Technology，2007，41：3109-3114.

[50] RAMDINE G，F(xiàn)ICHET D，LOUIS M，et al.Polycyclic aromatic hydrocarbons（PAHs） in surface sediment and oysters （Crassostrea rhizophorae） from mangrove of Guadeloupe：Levels，bioavailability，and effects[J].Ecotoxicology and Environmental Safety，2012，79：80-89.

[51] SKARPHDINSDTTIR H，ERICSON G，SVAVARSSON J，et al.DNA adducts and polycyclic aromatic hydrocarbon （PAH） tissue levels in blue mussels （Mytilus spp.） from Nordic coastal sites[J].Mar Environ Res，2007，64：479-491.

[52] ENGRAFF M，SOLERE C，SMITH K E，et al.Aquatic toxicity of PAHs and PAH mixtures at saturation to benthic amphipods：Linking toxic effects to chemical activity[J].Aquat Toxicol，2011，102：142-149.

[53] MATTHIESSEN P，THAIN J E，LAW R J，et al.Attempts to assess the environmental hazard posed by complex mixtures of organic chemicals in UK estuaries[J].Marine Pollution Bulletin，1992，26（2）：90-95.

[54] OLIVA M，VICENTE-MARTORELL J，GALINDO-RIAO M，et al.Histopathological alterations in Senegal sole，Solea Senegalensis，from a polluted Huelva estuary （SW，Spain）[J].Fish Physiology And Biochemistry，2013，39（3）：523-545.

[55] ADAMS S M，GREELEY M S，MCHUGH LAW J，et al.Application of multiple sublethal stress indicators to assess the health of fish in Pamlico Sound following extensive flooding[J].Estuarine Coastal And Shelf Science，2003，26（5）：1365-1382.

[56] STENTIFORD G D，LONGSHAW M，LYONS B P，et al.Histopathological biomarkers in estuarine fish species for the assessment of biological effects of contaminants[J].Marine Environmental Research，2003，55：137-159.

[57] GIACALONE A，GIANGUZZA A，MANNINO M R，et al.Polycyclic aromatic hydrocarbons in sediments of marine coastal lagoons，in Messina，Italy：extraction and GC/MS analysis，distribution and sources[J].Polycyclic Aromatic Compounds，2004，24：135-149.

[58] LAMMERT K，HUIJBREGTS M A J，RAGAS A J，et al.Spatial variability and uncertainty in ecological risk assessment：A case study on the potential risk of cadmium for the little owl in a Dutch River Flood Plain[J].Environ Sci Technol，2005，39：2177-2187.

[59] 郭廣慧，吳豐昌，何宏平，等.中國(guó)地表水體多環(huán)芳烴含量分布特征及其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J].中國(guó)科學(xué)：地球科學(xué)，2012，42（5）：680-691.

[60] MUOZ I，MARTNEZBUENO M J，AGERA A，et al.Environmental and human health risk assessment of organic micro-pollutants occurring in a Spanish marine fish farm[J].Environ Pollut，2010，158：1809-1816.

[61] OUGHTON D H，AGERO A，AVILA R，et al.Addressing uncertainties in the ERICA integrated approach[J].J Environ Radioact，2008，99：1348-1392.