張玉鳳, 楊 萌, 宋永剛, 田 金, 趙海勃, 李 楠, 吳金浩*

1.遼寧省海洋水產(chǎn)科學(xué)研究院, 遼寧 大連 11602 2.遼寧省海洋環(huán)境監(jiān)測總站, 遼寧 大連 116023 3.中國海洋大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院, 山東 青島 266100 4.大連市環(huán)境監(jiān)測中心, 遼寧 大連 116023

基于逸度方法的遼東灣海水-沉積物中多環(huán)芳烴擴(kuò)散行為

張玉鳳1,2,3, 楊 萌4, 宋永剛1,2, 田 金1,2, 趙海勃1,2, 李 楠1,2, 吳金浩1,2*

1.遼寧省海洋水產(chǎn)科學(xué)研究院, 遼寧 大連 11602 2.遼寧省海洋環(huán)境監(jiān)測總站, 遼寧 大連 116023 3.中國海洋大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院, 山東 青島 266100 4.大連市環(huán)境監(jiān)測中心, 遼寧 大連 116023

遼東灣； 沉積物-海水?dāng)U散行為； 多環(huán)芳烴； 逸度方法

Abstract： A total of 14 sediment and seawater samples were collected concurrently from Liaodong Bay to evaluate sediment-water diffusion of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs). Concentrations of 16 PAHs were determined by gas chromatography-mass spectrometry (GC-MS), and the results were evaluated using the fugacity approach, the coefficient of variation, and the response coefficient. The mean coefficients of variation of the 16 PAHs in seawater and sediment were 0.25 and 0.39, respectively, and the coefficients of variation of the 16 PAHs in seawater and sediment showed that there was moderate variation. Also, the coefficients of variation were higher for high molecular weight PAHs than for low molecular weight PAHs. The fugacity fraction (ff) was calculated from the PAH concentrations in water and sediment, the octanol-water partition coefficient, the sediment organic carbon content, and the sediment density. Nap, Acp, and Fl were transferred from sediment to water and the sediment acted as a secondary source to the seawater. Concentrations of Ace, Phe, An, Flu, Pyr, BaA, and Chr were close to the sediment-water equilibrium. The sediment acted as a sink for 5- 6 ring PAHs from the water column. Sediment-seawater diffusion of PAHs was influenced by soot carbon and organic carbon, and the sediment-water diffusion of seven carcinogenic PAHs (BaA, Chr, BbF, BkF, BaP, InP and DbA) may also be influenced by inputs of land-based sewage and marine activities.

Keywords： Liaodong Bay; sediment-seawater diffusion; PAHs; fugacity approach

PAHs(polycyclic aromatic hydrocarbons，多環(huán)芳烴)是普遍存在于近岸海洋環(huán)境，并受到公眾健康和生態(tài)環(huán)境保護(hù)高度關(guān)注的持久性有毒化學(xué)污染物[1]. PAHs的來源包括自然來源和人為來源，并能通過多種方式進(jìn)入海洋生態(tài)環(huán)境[2]. PAHs一旦進(jìn)入海洋環(huán)境就會被有機(jī)質(zhì)和碳黑吸附而沉降到沉積物中，因此沉積物是大多數(shù)有機(jī)污染物質(zhì)的儲存庫，沉積物中的有機(jī)污染物質(zhì)會對海洋環(huán)境帶來不同程度的生態(tài)風(fēng)險[3]. 沉積物-海水交換作用是研究PAHs在海洋環(huán)境中遷移機(jī)理的重要過程[4]，不同物理化學(xué)性質(zhì)的PAHs有著不同遷移特點(diǎn). 近些年來，大多數(shù)的報道主要集中在有機(jī)污染物的土壤-空氣和水-空氣交換行為的研究[5- 8]，而對于PAHs在沉積物-海水交換行為的研究卻鮮見報道[4,9]. 沉積物-海水之間的交換包括顆粒態(tài)PAHs的沉降和再懸浮、溶解態(tài)PAHs在沉積物-海水?dāng)U散兩個主要過程[10- 11]. 大多數(shù)的研究主要集中在顆粒態(tài)PAHs的沉降研究[12- 13]，而對于溶解態(tài)PAHs在沉積物和海水之間的擴(kuò)散過程研究較少，但沉積物-海水?dāng)U散過程是控制海洋環(huán)境海水質(zhì)量的重要內(nèi)容.

遼東灣位于渤海，是我國重要的漁業(yè)產(chǎn)卵場、索餌場和洄游通道[14- 16]. 近些年來，隨著遼東灣海上開發(fā)活動以及沿岸工業(yè)發(fā)展和城市化進(jìn)程的加快，大量的工業(yè)廢水、生活污水、海上開發(fā)活動的廢水和廢氣，特別是海上溢油事故的頻繁發(fā)生，使遼東灣海域海洋環(huán)境受到了不同程度的PAHs污染. 大量的研究主要集中在對遼東灣海水和沉積物中PAHs分布、污染狀況、來源進(jìn)行研究[14,16- 21]，而對遼東灣PAHs在海洋環(huán)境中交換行為的研究卻鮮見報道，但進(jìn)一步了解遼東灣沉積物-海水中PAHs擴(kuò)散行為已經(jīng)成為評估PAHs污染對海洋生物和人類的生態(tài)風(fēng)險的重要內(nèi)容. 因此，該研究采用逸度方法對遼東灣沉積物-海水中PAHs擴(kuò)散行為進(jìn)行了分析，并對影響PAHs擴(kuò)散行為的重要參數(shù)進(jìn)行了探討，目的在于定量研究遼東灣不同PAHs在沉積物-海水界面的擴(kuò)散趨勢和平衡狀態(tài)，以期為進(jìn)一步研究遼東灣不同介質(zhì)之間PAHs的交換行為及生態(tài)風(fēng)險評價提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 樣品的采集

研究于2014年5月在遼東灣海域14個采樣點(diǎn)采集海水和表層沉積物樣品，采樣點(diǎn)覆蓋整個遼東灣區(qū)域，包括近岸海域與遼東灣中部區(qū)域(見圖1). 主要采集2～3 m層海水樣品，樣品采集后立即裝入提前預(yù)處理的1 L的棕色樣品瓶中，用0.7 μm玻璃纖維膜(450 ℃高溫灼燒)過濾后，冷藏保存. 采用抓斗式采泥器采集表層約 5 cm 的沉積物樣品，用錫紙(450 ℃ 高溫灼燒)包裹后，-20 ℃ 冷凍保存；沉積物樣品在實(shí)驗(yàn)室冷凍干燥，研磨混勻，并全量通過80目(0.180 mm)樣品篩后，以備用于PAHs和OC(有機(jī)碳)的分析.

圖1 遼東灣采樣點(diǎn)分布Fig.1 Sampling sites of the Liaodong Bay

1.2 樣品的前處理

1.3 樣品分析測定

1.4 質(zhì)量保證與質(zhì)量控制

1.5 逸度分?jǐn)?shù)計算

逸度是由Lewis在1901年引入的一種新的平衡標(biāo)準(zhǔn)，是用來衡量化合物質(zhì)在介質(zhì)間的化學(xué)潛力或化學(xué)物質(zhì)的分壓[24- 25]，已經(jīng)應(yīng)用于評價海洋環(huán)境多介質(zhì)的擴(kuò)散平衡研究中. 研究采用逸度分?jǐn)?shù)的計算公式[4]：

(1)

沉積物總逸度分?jǐn)?shù)用ff表示，計算公式[4]：

(2)

式中：fs為沉積物中有機(jī)污染物的逸度，Pa；fw為海水中有機(jī)污染物的逸度，Pa；WOC為w(有機(jī)碳)，g/g；Cs為沉積物中PAHs單體質(zhì)量分?jǐn)?shù)，ng/g；ρs為沉積物固體的密度，kg/m3，取 1 500 kg/m3[24]；Cw為海水中PAHs單體質(zhì)量濃度，ng/L；KOW為辛醇-水分配系數(shù)，其取值參考文獻(xiàn)[4,26](見表1).

表1 16種PAHs的lg KOW值

ff常用來描述有機(jī)污染物在不同環(huán)境介質(zhì)間的遷移規(guī)律，當(dāng)ff=0.5時，表示沉積物-海水中PAHs擴(kuò)散達(dá)到平衡；當(dāng)ff>0.5時，表示PAHs從沉積物向海水釋放，沉積物是二次釋放源；當(dāng)ff<0.5時，表示PAHs從海水向沉積物吸附，沉積物是匯[4,9].

逸度方法也存在方法的不確定度，從式(1)中可見，ff值的不確定度(Uff)直接與Cs、ρs、KOW、WOC和Cw的不確定度有關(guān)[4]，計算公式：

(3)

式中，RSD(Cs)、RSD(ρs)、RSD(KOW)、RSD(WOC)、RSD(Cw)分別為Cs、ρs、KOW、WOC和Cw的相對標(biāo)準(zhǔn)偏差.

根據(jù)實(shí)驗(yàn)室情況和相關(guān)研究，文中ff值的不確定度的計算方法并未考慮由于WOC和ρs引入的不確定度. 只考慮了由Cs、KOW和Cw引入的不確定度，所以，Uff計算公式變?yōu)?/p>

(4)

假設(shè)RSD(Cs)和RSD(Cw)為0.35[4]，RSD(KOW)為0.42[27]，ff值為0.5，因此，Uff值為0.3，平衡狀態(tài)的ff值校正為0.5±0.3，ff值的不確定度在實(shí)際當(dāng)中可能會更大，該研究中ff值的不確定度的計算方法并未考慮由于WOC和ρs引入的不確定度. 由于逸度方法并沒有精確的邊界條件，因此，該研究使用ff值為0.2和0.8對PAHs在沉積物和海水中的平衡狀態(tài)特點(diǎn)進(jìn)行探索性評估，即當(dāng)ff>0.8時，表示PAHs從沉積物向海水釋放，沉積物是二次釋放源；當(dāng)ff<0.2時，表示PAHs從海水向沉積物吸附，沉積物是匯；當(dāng)0.2≤ff≤0.8時，表示PAHs在沉積物和海水中處于平衡狀態(tài). 該研究中采用的平衡狀態(tài)的邊界條件與WANG等[4]研究的邊界條件一致. 在實(shí)際情況下，ff值取0.2和0.8也不代表能將平衡狀態(tài)和不平衡的狀態(tài)截然分開，精確的邊界條件還需進(jìn)行進(jìn)一步的研究.

1.6 變異系數(shù)和響應(yīng)系數(shù)

利用CV(變異系數(shù))來表征沉積物和海水中PAHs含量的變異性強(qiáng)弱[9]，其中CV≤0.1為弱變異，0.1

利用響應(yīng)系數(shù)(RC)來表示不同w(OC)時，PAHs的ff值變化的程度[9]：

RC=(ffw(OC)min-ffw(OC)max)/ffw(OC)mean

(5)

式中：ffw(OC)min、ffw(OC)max、ffw(OC)mean分別為w(OC)為最小值、最大值和平均值時的ff值. RC值越大，表明ff值對w(OC)的變化越敏感.

2 結(jié)果與討論

2.1 海水和沉積物中的PAHs

遼東灣海域海水中ρ(∑PAHs)范圍為284.6～468.1 ng/L，平均值為(366.1±55.0) ng/L，最高值在8號采樣點(diǎn)，最低值為1號采樣點(diǎn)；表層沉積物中w(PAHs)范圍為88.5～187.7 ng/g，平均值為(130.2±33.4) ng/g，最高值在14號采樣點(diǎn)，最低值在5號采樣點(diǎn)(見表2、圖2). 圖2表明遼東灣海水和沉積物中PAHs含量均呈由北向南逐漸遞增的趨勢. 遼東灣海水ρ(∑PAHs)的CV范圍為0.10～0.56，平均值為0.25，屬于中等變異；沉積物w(PAHs)的CV范圍為0.18～0.87，平均值為0.39，為中等變異(見圖3). 遼東灣海水和沉積物中所有PAHs單體分布均未表現(xiàn)出強(qiáng)變異，其中5環(huán)和6環(huán)PAHs的變異系數(shù)高于2環(huán)、3環(huán)和4環(huán)PAHs，海水的這種趨勢比沉積物更加明顯，這可能是由于沉積物相對穩(wěn)定的性質(zhì)、環(huán)境條件的變化及PAHs的理化性質(zhì)所致，而且不同的PAHs來源對應(yīng)的指紋圖譜不同，會引起不同PAHs單體之間的分布上的差異性，其他學(xué)者的研究[9]也存在相似的結(jié)論.

表2 沉積物和海水中PAHs濃度

圖2 遼東灣海水和沉積物中PAHs的分布Fig.2 Distribution of PAHs in sediment and seawater in Liaodong Bay

注： CV≤0.1為弱變異； 0.1

海洋沉積物中PAHs的分布和濃度主要受污染源和沉積物的理化性質(zhì)決定的，而w(OC)是影響沉積物吸附PAHs的最重要的理化指標(biāo)，w(OC)與沉積物中w(PAHs)一般具有正相關(guān)的特性[28]. 遼東灣研究區(qū)域海洋沉積物中w(OC)范圍在0.53%～0.75%之間，平均值為0.63%，w(PAHs)與w(OC)未表現(xiàn)出明顯的相關(guān)性(n=14，R=-0.415)，沉積物中Nap與w(OC)表現(xiàn)出顯著負(fù)相關(guān)(n=14，R=-0.650)，表明沉積物中w(OC)分布對沉積物中低分子量芳烴的分布具有一定的影響. 同時，SC(碳黑)和生物來源也會影響沉積物中w(PAHs)的分布，由于SC對PAHs具有高吸附性，特別是w(SC)高的沉積物更容易富集PAHs，并且通過生物來源形成的PAHs會通過河流徑流進(jìn)入水體[29]. 遼東灣海洋沉積物中PAHs可能受到陸源河流徑流、海上石油開發(fā)、海上運(yùn)輸、捕撈作業(yè)以及港口和碼頭的影響，特別是海上石油開發(fā)和海上事故均會對遼東灣沉積物中PAHs產(chǎn)生影響.

海水和沉積物中PAHs單體的組分也有所差異(見圖4、5)，海水中2環(huán)、3環(huán)、4環(huán)、5環(huán)和6環(huán)PAHs的質(zhì)量濃度分別占ρ(∑PAHs) 的52.4%、21.2%、12.6%、13.2%和0.6%，沉積物中2環(huán)、3環(huán)、4環(huán)、5環(huán)和6環(huán)PAHs的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別占w(PAHs)的33.7%、25.8%、24.7%、12.1%和3.7%. 海水和沉積物中PAHs主要以低分子量PAHs為主，并且海水中低分子量PAHs(2環(huán)和3環(huán))占比高于沉積物中低分子量PAHs占比，而沉積物中高分子量PAHs占比高于海水中富分子量PAHs占比.

圖4 海水中不同環(huán)數(shù)PAHs的占比Fig.4 The composition of PAHs by ring size in surface seawater samples from Liaodong Bay

2.2 PAHs沉積物-海水?dāng)U散環(huán)境行為

遼東灣沉積物中w(OC)范圍為0.53%～0.75%，平均值為0.63%，根據(jù)式(2)，沉積物中w(OC) 為平均值(0.63%)時，遼東灣沉積物-海水ffw(OC)mean值范圍為0.01～0.96，平均值為0.42(見表3)，總體上表現(xiàn)出隨著PAHs環(huán)數(shù)增加，ffw(OC)mean值逐步降低的趨勢，2環(huán)和3環(huán)PAHs的ffw(OC)mean值均大于0.5，其中Nap、Acp和Fl在所有采樣點(diǎn)的ffw(OC)mean值均大于0.8(見圖6)，表明其為從沉積物向海水釋放，沉積物是二次釋放源；4環(huán)PAHs和部分3環(huán)PAHs(Ace、Phe和An)的ffw(OC)mean值在0.2～0.8之間，表明其在沉積物和海水中接近平衡狀態(tài)；5環(huán)和6環(huán)PAHs的ffw(OC)mean值均小于0.2，表明其從海水向沉積物沉降富集，沉積物是5環(huán)和6環(huán)PAHs的匯.

圖5 沉積物中不同環(huán)數(shù)PAHs的占比Fig.5 The composition of PAHs by ring size in surface sediment samples from Liaodong Bay

PAHslgKSCffw(OC)meanffw(OC)minffw(OC)maxffaffbNap4.930.960.960.950.930.82Ace5.700.730.760.690.600.28Acp5.680.940.950.930.890.68Fl5.720.860.880.840.800.57Phe6.240.800.820.770.700.40An6.940.670.710.630.360.07Flu6.960.620.660.580.500.24Pyr6.790.280.310.250.210.09BaA8.260.290.330.260.110.02Chr8.180.340.380.310.140.02BbF8.540.020.020.020.010.002*BkF8.660.010.020.010.010.002*BaP8.870.110.130.090.020.003*InP9.760.020.020.010.010.001*DbA8.770.030.040.030.020.003*BgP8.890.040.050.030.020.01

注：KSC為碳黑-水分配系數(shù)；ffa、ffb分別為碳黑含量是有機(jī)碳含量的1%和10%時的ff值.ff值原則上保留兩位小數(shù)，為了方便數(shù)據(jù)比較，標(biāo)注*的ff值保留三位小數(shù).

注：當(dāng)ff>0.8時，表示PAHs從沉積物向海水釋放；當(dāng)ff<0.2時，表示PAHs從海水向沉積物吸附；當(dāng)0.2≤ff≤0.8，表示PAHs在沉積物和海水中處于平衡狀態(tài).圖6 w(OC)值為平均值時PAHs的沉積物-海水?dāng)U散的ff值Fig.6 Fugacity fractions of PAHs of sediment-seawater diffusion with the mean of w(OC)

2.3 PAHs沉積物-海水?dāng)U散環(huán)境行為的潛在致癌PAHs的空間差異性

圖7 BaP、BaA和Chr沉積物-海水?dāng)U散的ffw(OC)mean值分布Fig.7 The distribution of ffw(OC)mean for BaP, BaA and Chr in Liaodong Bay

BaA、Chr、BbF、BkF、BaP、InP和DbA為潛在致癌PAHs[30]，均屬于高分子量PAHs，遼東灣海域7種潛在致癌PAHs的ffw(OC)mean值在空間分布上存在差異性(見圖7)，CPAHs的ffw(OC)mean值變異系數(shù)范圍為0.02～0.07，均屬于弱變異，表明遼東灣海域潛在致癌PAHs海水和沉積物之間的平衡狀態(tài)差別不大，區(qū)域性差異不明顯. 以BaA為研究目標(biāo)物質(zhì)，遼東灣1號、5號和8號采樣點(diǎn)的ffw(OC)mean值<0.2，沉積物可能是BaA的匯，其他采樣點(diǎn)的ffw(OC)mean值>0.2，處于沉積物-海水平衡狀態(tài)，Chr在1號采樣點(diǎn)的ffw(OC)mean值<0.2，沉積物是Chr的匯，其他采樣點(diǎn)均處于沉積物-海水平衡狀態(tài). BaP被認(rèn)為是毒性最強(qiáng)的一種多環(huán)芳烴化合物，對人類和動物都有很強(qiáng)的致癌性，因此，BaP的ffw(OC)mean值是引起海洋環(huán)境中海洋生物生態(tài)風(fēng)險的關(guān)鍵參數(shù). BaP的ffw(OC)mean值的范圍為0.02～0.17，平均值為0.11，表現(xiàn)為由海水向沉積物沉降富集的狀態(tài)，沉積物是BaP的匯；BaP的ffw(OC)mean值高值區(qū)出現(xiàn)在遼東灣西南部海域，遼東灣北部海域BaP的ffw(OC)mean值較小. 其他6種潛在致癌PAHs的ffw(OC)mean值與BaP的ffw(OC)mean值具有相似的分布趨勢，ffw(OC)mean值越小，表明PAHs從海水向沉積物的富集趨勢越明顯，遼東灣北部海域ffw(OC)mean值較小，可能是受到了遼河、大遼河、大凌河等入海河流、陸源排污和海上石油開發(fā)的影響，使海水中PAHs表現(xiàn)出由海水向沉積物中富集的趨勢，造成海水和沉積物中PAHs的不平衡狀態(tài). 因此，研究表明PAHs在海水和沉積物之間的遷移轉(zhuǎn)化可能受到了陸源污染和海上石油開發(fā)活動等污染源的影響.

2.4 有機(jī)碳和碳黑對沉積物-海水?dāng)U散行為的影響

PAHs進(jìn)入海洋環(huán)境會被OC和SC吸附，而沉降進(jìn)入海洋沉積物，w(OC)和w(SC)也會影響PAHs沉積物-海水的擴(kuò)散行為. 在w(OC)一定的情況下，不同的PAHs單體有不同的沉積物-海水?dāng)U散行為，而對于同一PAHs單體在不同的w(OC)下，ff值也會有所差異.w(OC)min為0.53%，w(OC)max為0.75%，圖8表明，w(OC)取值不同，ff值也會有顯著的差異. 利用RC(響應(yīng)系數(shù))來對差異進(jìn)行分析，RC值范圍為0.01～0.34,RC值越大，表明PAHs對w(OC)的變化越敏感. 隨著PAHs環(huán)數(shù)增高，RC值增大，表明ff值受w(OC)影響較大，變化越敏感(見圖9). 不同PAHs對w(OC)敏感性不同主要與PAHs的水溶解度和KOW值有關(guān)，高分子量PAHs的KOW值高，水溶解度小，更容易與OC吸附[9]，所以，高分子量PAHs受w(OC)影響越明顯.

圖8 不同w(OC)值時PAHs的沉積物-海水?dāng)U散的ff值Fig.8 Fugacity fractions of PAHs of sediment-seawaterdiffusion with different w(OC)

圖9 PAHs的ff值對w(OC)變化的響應(yīng)系數(shù)Fig.9 Response coefficient of PAHs fugacity fractions to organic carbon contents

在海洋環(huán)境中，PAHs不僅被天然的有機(jī)質(zhì)吸附，也會被SC所吸附，SC對PAHs的吸附性大于天然有機(jī)質(zhì)，會直接對PAHs在海水-沉積物中的分配產(chǎn)生影響. 考慮到SC的影響對式(1)進(jìn)行改進(jìn)[31]：

(6)

式中：WSC為碳黑含量，g/g；如果KSC不能通過試驗(yàn)進(jìn)行測定，可以通過式(7)進(jìn)行推算：

lgKSC=1.09lgKOW+1.41

(7)

注：當(dāng)ff>0.8時，表示PAHs從沉積物向海水釋放；當(dāng)ff<0.2時，表示PAHs從海水向沉積物吸附；當(dāng)0.2≤ff≤0.8，表示PAHs在沉積物和海水中處于平衡狀態(tài).圖10 不同w(SC)值時遼東灣海水和沉積物之間的ff值Fig.10 Fugacity fraction between sediment and water of Liaodong Bay with different w(SC)

其中，該研究采用的KSC值列于表3中.w(SC)經(jīng)常估算為w(OC)的1%～10%[4]. 當(dāng)w(SC)取值為w(OC)的1%時〔見圖10(a)〕，16種PAHs的ffa值與未考慮w(SC)影響的ffw(OC)mean值(見圖6和表3)相比均有降低趨勢，但降低程度較小，PAHs在沉積物-海水的擴(kuò)散行為變化也較小，只有BaA和Chr的ffa值減小至<0.2，BaA和Chr由平衡狀態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)橄虺练e物遷移，其他PAHs的擴(kuò)散狀態(tài)未出現(xiàn)明顯的變化；當(dāng)w(SC)取值為w(OC)的10%時〔見圖10(b)〕，16種PAHs的ffb值與未考慮w(SC)影響的ffw(OC)mean值(見圖6和表3)相比出現(xiàn)了顯著降低，PAHs在沉積物-海水的擴(kuò)散行為均發(fā)生了明顯的變化，但Nap的ffb值仍大于0.8，繼續(xù)表現(xiàn)出從沉積物向海水釋放，Acp和Fl由沉積物向海水遷移轉(zhuǎn)變成沉積物-海水的平衡狀態(tài)，An和Pyr由沉積物-海水?dāng)U散平衡狀態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)橛珊Ｋ虺练e物富集，16種PAHs的沉積物-海水?dāng)U散行為都發(fā)生了明顯變化，表明SC是沉積物-海水?dāng)U散行為的重要影響參數(shù).

3 結(jié)論

a) 遼東灣海域PAHs沉積物-海水?dāng)U散表現(xiàn)為：Nap、Acp和Fl為由沉積物向海水中釋放，沉積物是二次污染源，Ace、Phe、An、Flu、Pyr、BaA和Chr處于沉積物-海水的平衡狀態(tài)，BbF、BkF、BaP、InP、DbA和BgP表現(xiàn)為由海水向沉積物富集，沉積物是匯.

b) OC和SC是影響PAHs沉積物-海水?dāng)U散行為的主要參數(shù).w(OC)取不同值時，隨著PAHs環(huán)數(shù)增高，響應(yīng)系數(shù)增大，其中，Nap的響應(yīng)系數(shù)最小，BkF的響應(yīng)系數(shù)最大，表明高分子量的PAHs受OC影響更明顯；SC也是影響PAHs在沉積物和水之間擴(kuò)散的重要參數(shù).

c) 遼東灣海域潛在致癌PAHs沉積物-海水?dāng)U散行為存在差異性，BaA、Chr和Pyr在部分采樣點(diǎn)表現(xiàn)出由海水向沉積物富集的狀態(tài)，大部分采樣點(diǎn)表現(xiàn)為沉積物-海水?dāng)U散平衡的狀態(tài). 潛在致癌PAHs的ffw(OC)mean高值區(qū)出現(xiàn)在遼東灣西南部海域，遼東灣北部海域ffw(OC)mean值較小，陸源排污和海上開發(fā)活動可能是造成潛在致癌PAHs的ffw(OC)mean值差異的原因.

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Fugacity Approach to Evaluate Sediment-Seawater Diffusion of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Liaodong Bay, China

ZHANG Yufeng1,2,3, YANG Meng4, SONG Yonggang1,2, TIAN Jin1,2, ZHAO Haibo1,2, LI Nan1,2, WU Jinhao1,2*

1.Liaoning Ocean and Fisheries Science Research Institute, Dalian 116023, China 2.Liaoning Ocean Environment Monitoring Station, Dalian 116023, China 3.College of Chemistry and Chemical Engineering, Ocean University of China, Qingdao 266100, China 4.Dalian Environmental Monitoring Center, Dalian 116023, China

X834

1001- 6929(2017)10- 1561- 09

A

10.13198/j.issn.1001- 6929.2017.02.94

2017-12-06

2017-05-11

遼寧省自然科學(xué)基金項(xiàng)目(201602409)；遼寧省國家大型儀器設(shè)備共享服務(wù)能力建設(shè)補(bǔ)貼項(xiàng)目(2016)；遼寧省海洋與漁業(yè)廳科研項(xiàng)目(201518)

張玉鳳(1982-)，女，遼寧凌源人，助理研究員，碩士，主要從事海洋環(huán)境化學(xué)及海洋生態(tài)學(xué)研究，yufeng- 09@163.com.

*責(zé)任作者，吳金浩(1982-)，男，山東泰安人，副研究員，主要從事海洋環(huán)境化學(xué)研究，jinhaow@126.com

張玉鳳,楊萌,宋永剛,等.基于逸度方法的遼東灣海水-沉積物中多環(huán)芳烴擴(kuò)散行為[J].環(huán)境科學(xué)研究,2017,30(10):1561- 1569.

ZHANG Yufeng,YANG Meng,SONG Yonggang,etal.Fugacity approach to evaluate sediment-seawater diffusion of polycyclic aromatic hydrocarbons in Liaodong Bay,China[J].Research of Environmental Sciences,2017,30(10):1561- 1569.