河流沉积物中多环芳烃的生态风险评价

水体沉积物中多环芳烃的生态风险评价

姓名：龚庆碗学号：1233278

（环境科学与工程学院环境科学专业）

摘要：水体沉积物中的多环芳烃(PAHs)含量不断增加，其对水生生态系统的毒性威胁正引起日益广泛的关注。本文综述了国内外水体沉积物中PAHs的生态风险评价研究进展，PAHs的源解析，并分析了其风险评价的各个步骤，建议采用相平衡分配法进行暴露分析，选取覆盖各营养级的慢性毒性数据，综合使用多种风险表征方法对沉积物PAHs进行生态风险评价。

关键词：水体；沉积物；多环芳烃；生态风险评价

多环芳烃(PAHs)是广泛分布于自然界的一类典型的持久性有机污染物，其含量很低，但对生物体具有极强的致癌、致畸和致突变以及免疫毒性等毒性效应[1-2]。天然和人为来源的PAHs可以直接进入大气、水和土壤对其产生污染，同时也在这些介质间迁移转化。由于PAHs的疏水性、辛醇-水分配系数高等特性使得水体中PAHs易于被悬浮物吸附，除了以吸收方式进入生物相，大多以沉积方式进入沉积物[3]。吸附在沉积物上的PAHs因再悬浮作用而再次进入水相，一定程度上成为水体的二次污染源[4]。因此，沉积物是水体中PAHs最终的“汇”和潜在的“源”[5-6]。

目前，随着经济增长、人口剧增及其引起的能源需求使得水体和沉积物中PAHs的含量不断增加，PAHs对水生生态系统的危害也受到广泛关注，16种PAHs 被美国EPA和欧盟列为优先控制污染物[7-8]。据报道，水体PAHs影响无脊椎动物、鱼类和两栖类等水生生物的生殖系统发育并导致毒性效应。因此，评价水体PAHs的生态风险对保护水生生态系统安全具有重要现实和科学意义。

1 国内外研究现状

到目前为止，国内外已经针对水体PAHs生态风险评价开展了大量研究工作。Weinstein等[9]发现美国南卡罗来纳州商业区和生活区湖泊沉积物PAHs对底栖生物具有潜在的生态风险。Bejarano等[10]对海湾战争石油泄漏后PAHs对水生生物造成风险的区域进行了识别和优先排序。PAHs同样在中国许多内陆湖泊、河流、海湾及海岸带等表层沉积物中有所检出，部分具有生态风险[11-12]。研究表明，珠江三角洲河口、澳门内港以及南海近岸沉积物中多环芳烃含量较高，珠江部分河段PAHs对生物体存在危害[13-14]。内陆湿地和湖泊，如江苏太湖[15]、黄河[16]、黑龙江扎龙湿地[17]等多环芳烃的污染程度比经济发达的珠江三角洲地区轻。渤海湾[18]、胶州湾[19]等由于海水稀释作用环芳烃的污染程度也相对较轻。但尽管国内已有不少研究开展了对局部水体PAHs生态风险的评价，但对中国整个流域水体单体PAHs的生态风险和总PAHs的联合生态风险尚缺乏较为系统地研究。

2 多环芳烃的来源解析

沉积物中PAHs的主要来源是人类活动，多为有机物的不完全燃烧，如焦化和沥青产品、煤炭和石油等化石燃料的燃烧、垃圾焚烧、生物质燃烧及溢油和石油泄漏[20]。这些人为源可以分为燃料燃烧和石油制品的排放两类。

目前用于分析沉积物中PAHs来源的方法主要有主成分分析法、同分异构体

比值法、δ13C同位素法和多元统计法等。其中，应用最广泛的是同分异构体比值法，如荧蒽/芘(Fl/Py)、菲/蒽(Ph/An)、蒽/(菲十蒽)、荧蒽/(荧蒽十芘)等。菲/蒽系列通常用于判断油类排放源和燃烧源，而荧蒽/芘和茚并[1,2,3-cd]芘/苯并[g, h, i]苝可用于判断石油燃烧源和木柴、煤燃烧源。

通常，低分子量PAHs(2-3环)主要来源于石油类产品泄漏等，而中、高分子量(4环，5-6环)的PAHs则主要来自化石燃料等不完全燃烧，可以根据低分子量和中、高分子量的相对比例来判断区域内PAHs的来源[21]。Carles等[22]2006年研究西班牙河流沉积物发现PAHs来自石油产品的输入和燃料燃烧，且以前者为主。李玉斌等[23]2010年研究发现太湖表层沉积物4环及其以上的PAHs含量较高，这说明PAHs主要来源为化石燃料的不完全燃烧；根据相对分子量系列分析表明，梅梁湾沉积物PAHs主要来源于汽油燃烧生成物和烟道颗粒物，湖心区、东部区及南部区沉积物PAHs主要来源于炉煤灰。

3 多环芳烃的生态风险评价方法

自1995年Long等[24]提出用于确定沉积物中有机污染物潜在生态风险的效应区间中值法后，沉积物中多环芳烃的生态风险评价方法逐渐发展，日益趋于成熟。目前，对于沉积物中PAHs的生态风险进行评价主要有两种思路[25]：一是根据PAHs对水生生物预测的水相无观察效应环境浓度(PNEC water)构建预测的沉积物无观察效应环境浓度(PNEC sed)，基于PNEC sed进行风险表征[26]，欧盟生态风险评价导则(TGD)就是典型代表；二是根据多介质平衡分配模型模拟沉积物水相PAHs暴露浓度分布(ECD)，进而计算由于沉积物中PAHs释放导致的对水生生物的生态风险，以相平衡分配法(EqPA)为代表[27]。

3.1 风险因子筛选

利用商值法这一简单预评价手段，来鉴定污染物是否需要进一步进行风险评价，明确生态风险评价的重点。其危害商值(HQ)的计算方法如下：HQ=暴露浓度/TRV，其中TRV指毒性参考值(生态基准值)，HQ比值大于1就说明该物质存在潜在的生态风险。

3.2 暴露水平分析

采用相平衡分配法对沉积物固相和水相(孔隙水)数据进行转换。相平衡分配法认为孔隙水、沉积物均是生物有效的接触相，并假定底栖生物与上覆水生物对化学物质具有相似的生物敏感性[28]。根据热力学动态平衡理论，污染物会在沉积相和间隙水间的浓度达到平衡，可以用其中某一相中的浓度推算另一项中的浓度。因此，可以通过PNEC water推算PNEC sed抑或是构建沉积物-水相ECD。

3.3 剂量效应评价

构建PAHs的剂量效应曲线一般建议使用慢性毒性数据，可以通过USEPA AQUIRE ECOTOX数据库检索。如果没有可用的PAHs慢性毒性数据，则使用急/慢性比值(ACR=100)将急性毒性数据(LC50或EC50)转为慢性毒性数据[29]。之后对筛选出的毒性数据采用物种敏感性分布法(Species sensitivity distribution, SSD)构建SSD分布曲线。效应生物选择代表我国水生生物的种类并考虑营养级水平，覆盖鱼类、甲壳类、无脊椎动物以及植物和藻类等。评价终点选择反映种群、群落或生态系统效应水平的存活率、死亡率或繁殖率等，一般可采用HC5(5%