长江口启东—崇明岛航道沉积物中多环芳烃分布来源及生态风险评价_沈小明.pdf

2014 年 5 月 May 2014 岩矿测试 ROCK AND MINERAL ANALYSIS Vol． 33，No． 3 374 ～380 收稿日期 2013 －11 －23; 接受日期 2014 －03 －16 基金项目 中国地质大调查项目资助 1212010816020 作者简介 沈小明， 博士研究生， 主要从事有机污染物分析测试及环境行为研究。E- mail xiaomings007126． com。 文章编号 0254 －5357 2014 03 －0374 －07 长江口启东崇明岛航道沉积物中多环芳烃分布来源 及生态风险评价 沈小明1， 2，吕爱娟1，沈加林1，胡璟珂1，时磊1，蔡小虎1 1． 南京地质矿产研究所，江苏 南京 210016; 2． 南京农业大学资源与环境科学学院，江苏 南京 210095 摘要 近年来我国长江河口有关沉积物中多环芳烃 PAHs 污染的 研究主要集中在长江口近海及上海主城区滨岸等区域， 而长江口航 道则鲜有报道。本文在长江口启东崇明岛航道区域采集表层 0 ～20 cm 沉积物样品， 利用加速溶剂萃取技术提取， 用高效液相 色谱 － 荧光检测器对 14 种 PAHs 进行测定， 研究其分布特征、 环境 来源和潜在的生态风险。研究结果显示， PAHs 在所有沉积物样品中 均有不同程度的检出， 浓度范围为 83． 43 ～ 5206． 97 ng/g， 平均值 736． 95 ng/g。就 PAHs 单体而言， 含量较高的是 2 ～4 环污染物， 其中菲的含量最高， 占各点位 PAHs 总量的 9． 04 ～24． 06; 其次为荧蒽和芘; 具有高致癌性的苯并 a 芘在各个点位均能检出， 占 PAHs 总量的 0． 94 ～10． 68。与国内外类似河口和近海海域相比， 本研究区 PAHs 处于中等污染水平。利用比值法解 析 PAHs 的来源， 菲/蒽 Phe/Ant ＜10 且荧蒽/芘 Fla/Pyr ≥1 的点位占所有采样点位的 56． 25， 表明区 域内 PAHs 的主要来源是化石燃料的高温燃烧; 位于航运码头附近采样点位的 PAHs 以石油源为主， 部分点 位呈化石燃料源和石油源混合污染特征。对照风险效应低值 ERL 和风险效应中值 ERM 进行初步风险 评价， 表明研究区域部分采样点位的 PAHs 具有潜在的生态风险。 关键词 航道沉积物; 多环芳烃; 分布特征; 来源; 生态风险; 长江口 中图分类号 O625． 1; X826文献标识码 A 多环芳烃 PAHs 是一类广泛存在于大气、 水 体、 土壤环境中的持久性有机污染物， 因具有较强的 毒性和 “三致” 效应， 其污染状况和生态风险已经引 起研究者广泛的关注 ［1 －3 ］。PAHs 具有较强的亲脂、 疏水特性， 通过大气沉降、 污水排放、 地表径流等方 式进入水体后， 会强烈分配到悬浮颗粒物上并最终 累积于沉积物中。因此， 沉积物是环境中 PAHs 重 要的一个汇 ［4 ］。同时， 潮汐、 航运等因素导致的再 悬浮作用， 吸附在沉积物的 PAHs 会再次进入水体， 并造成二次污染。 河口是流域和海洋的枢纽， 具有复杂的地球化 学特征， 记录了大量海陆交互作用的信息， 河口航道 受人类活动影响更为显著， 能够反映该区域的污染 物输入状况， 已成为当前研究的热点领域 ［5 ］。长江 口是我国重要的三大河口之一， 随着该地区经济社 会的发展和工业化程度的加快， 长江口所承受的环 境压力也越来越大。近年来， 对长江口沉积物中 PAHs 的报道也日渐增多， 这些研究主要集中在长 江口近海以及上海市主城区滨岸等区域 ［5 －7 ］， 研究 成果显示 PAHs 已对河口环境造成了一定程度的污 染。但是目前对于长江口启东崇明岛航道内沉积 物中 PAHs 的研究尚未有报道， 开展相关的调查工 作十分必要。因此， 本研究在长江口启东崇明岛 航道区域采集表层 0 ～20 cm 沉积物样品， 利用加 速溶剂萃取技术提取， 运用高效液相色谱 － 荧光检 测器测定 14 种 PAHs 的含量水平， 在此基础上， 分 473 ChaoXing 析其分布特征、 环境来源， 并就其生态风险进行初步 评估， 以期为控制和削减该区域 PAHs 的污染提供 相关的技术支持和科学依据。 1实验部分 1． 1仪器 Agilent1100 高效液相色谱系统， 附带荧光检测 器 FLD ; 戴安 ASE300 加速溶剂萃取仪 美国 Dionex 公司 ; RE －52AA 旋转蒸发仪 上海亚荣生 化仪器厂 ; 氮吹仪 天津恒奥科技有限公司 。 1． 2标准物质和主要试剂 标准物质 EPA610 PAHs 混合标准样品 美国 Supelco 公司 ， 具体浓度为 苊 1000 μg/mL; 芴、 荧 蒽、 苯并 b 荧蒽、 二苯并 a， h 蒽、 苯并 g， h， i 苝 200 μg/mL; 菲、 蒽、 芘、 苯并 a 蒽、 艹 屈、 苯并 k 荧 蒽、 苯并 a 芘、 茚并 1， 2， 3 － cd 芘 100 μg/mL。 图 1研究区域采样点分布 Fig． 1Distribution of sampling sites in study area 海洋沉积物标准样品 SRM 1944 ， 购自美国国 家标准技术研究院 苊 0. 57 0. 03 mg/kg， 芴 0. 85 0. 03 mg/kg， 菲 5. 27 0. 22 mg/kg， 蒽 1. 77 0. 33 mg/kg， 荧蒽 8. 92 0. 32 mg/kg， 芘 9. 70 0. 42 mg/kg， 苯并 a 蒽 4. 72 0. 11 mg/kg， 艹 屈 4. 86 0. 10 mg/kg， 苯并 b 荧蒽 3. 87 0. 42mg/kg， 苯 并 k 荧 蒽 2. 30 0. 20 mg/kg， 苯并 a 芘 4. 30 0. 13 mg/kg， 二苯并 a， h 蒽 0. 424 0. 069 mg/kg， 苯并 g， h， i 苝 2. 84 0. 10 mg/kg， 茚并［ 1， 2， 3 － cd］ 芘 2. 78 0. 10 mg/kg; 替代物 1 － 氟萘 上海安普公司 ， 浓度为 2000 μg/mL。 无水硫酸钠 分析纯， 450℃高温灼烧 6 h， 冷却 后置于干燥器中备用; 层析硅胶 100 ～ 200 目， 130℃烘20 h; 铜片 弱酸活化， 再依次用蒸馏水和丙 酮冲洗后氮吹干燥; 石英砂 高温灼烧后过 60 目金 属筛， 去除粉末备用; 正己烷、 丙酮、 二氯甲烷等试剂 均为农残级， 乙腈为色谱纯。 1． 3样品采集 在长江口启东崇明岛航道内设置 16 个采样 点位， 各点位分布见图 1。在每个采样点位， 用不锈 钢筒式采样器采集深度为 0 ～20 cm 的表层沉积物， 将样品置于 1 L 棕色玻璃瓶中， 放入保温箱中冷藏 保存， 运回实验室待分析。采集的航道沉积物样品 置于铝箔纸上自然阴干， 剔除杂物后于玛瑙研钵中 研碎， 过 60 目金属筛， 充分混匀后待有机分析。 1． 4样品前处理与净化 1． 4． 1样品提取 准确称取 10. 00 g 沉积物样品与一定量的层析 硅胶 作为分散剂 混合均匀后， 转入 34 mL 萃取池 573 第 3 期沈小明等 长江口启东崇明岛航道沉积物中多环芳烃分布来源及生态风险评价第 33 卷 ChaoXing 中， 同时迅速加入适量的 1 － 氟萘 替代物 。萃取 池底部预先加入 2 g 硅胶， 萃取池的空隙用灼烧过 的石英砂填满。以二氯甲烷作为溶剂进行加速溶剂 萃取， 萃取条件为 萃取池温度 100℃， 压力 10. 3 MPa， 加热 5 min， 静态提取 7 min， 60 池体积冲洗， 循环两次。提取结束后溶剂经无水硫酸钠干燥后， 转移到圆底烧瓶中待浓缩。 海洋沉积物标准样品 SRM 1944 称取 0. 20 g， 提取方法及提取条件与实际沉积物样品一致。 1． 4． 2浓缩净化 将收集的提取溶液旋转蒸发， 并用正己烷作为 替换溶剂浓缩至 1 ～2 mL， 用硅胶层析柱净化样品。 层析柱的装填 称取 4. 0 g 层析硅胶， 用二氯甲烷浸 泡后湿法装柱， 在硅胶柱顶端加入灼烧过的无水硫 酸钠 1. 0 g， 弃去二氯甲烷溶液， 用等填料体积的正 己烷淋洗后， 将浓缩的提取溶液完全转入层析柱， 用 20 mL 正己烷 － 二氯甲烷 体积比 1 ∶ 1 淋洗液淋 洗， 淋洗过程中确保层析柱填料顶端保持湿润。收 集洗脱液， 氮吹浓缩后定容， 其中沉积物样品定容至 2 mL， SRM 1944 标准样品定容至 10 mL， 待高效液 相色谱 HPLC 分析。 1． 5色谱条件 色谱柱规格 SupelcosilTMLC － PAH 专用色谱柱 15 cm 4． 6 mm， 0. 5 μm ; 柱温 20℃; 进样体积15 μL; 流速 0. 8 mL/min; 流动相为乙腈 － 水， 梯度洗脱 程序见表 1。 表 1乙腈 － 水梯度洗脱时间程序 Table 1Program of acetonitrile- water gradient elution 洗脱时间 min 水与乙腈的比例 040 ∶ 60 1040 ∶ 60 200 ∶ 100 400 ∶ 100 4240 ∶ 60 1． 6质量控制 以高温灼烧的石英砂作为空白样品进行全流程 监控， 结果表明实验过程中没有带入 PAHs 污染以 及对其检测带来干扰的物质。一般以空白加标回收 率来计算实验过程中目标化合物的损失， 即向空白 基质 石英砂或者经高温灼烧后不含目标检测物质 的沉积物样品 中加入一定量的标准物质， 经提取、 浓缩、 净化、 测定后计算其回收率。 由于空白基质成分简单， PAHs 各组分比较容 易进入提取溶剂中， 其回收率往往不能代表实际沉 积物样品的真实提取效率。因此， 本研究选取美国 国家标准技术研究院定值的 SRM 1944 海洋沉积物 标准物质来考察本方法的回收率， 结果表明 PAHs 的回收率范围在 76. 2 ～ 108. 3， 样品重复性测 定标准偏差为 5. 3 ～ 8. 3， 替代物 1 － 氟萘的回 收率在 80. 1 ～96. 7， 满足定量分析要求。 2研究区多环芳烃的分布特征和来源 2． 1多环芳烃的含量和分布特征 各采样点航道沉积物中 PAHs 含量见表 2 以 干重计 。结果表明， 各点 PAHs 组分均普遍检出， 14 种 PAHs 的浓度范围介于 83. 43 ～5206. 97 ng/g， 平均值为 736. 95 ng/g。PAHs 含量最高值位于 Q2 点位， 其次是 C9、 C8 和 C10。Q2 位于江苏启东市红 阳港附近， 该点位为已停运的航运码头， 常年有船舶 停靠拆卸维修， 船舶漏油可能是导致 PAHs 浓度最 高的主要原因。C9 位于崇明岛堡镇排污站的下游， C8 的附近为崇明县南门港码头， C10 附近也有一货 运码头， 污水排放、 船舶漏油等因素可能造成这些站 点 PAHs 浓度较高。Q4 和 Q5 点位的 PAHs 浓度最 低， 该采样点位于启东市长江入海口公园附近， 入海 口海水的稀释及强烈的交互作用是导致其含量较低 的可能原因。 总体而言， 崇明岛南侧长江航道沉积物 PAHs 含量高于崇明岛北侧和启东一侧， 人类活动对航道 沉积物 PAHs 含量有明显的影响。崇明岛南侧为主 要的人类活动区域， 城市生活污水及工业废水的排 放量较大， 加之有许多货运码头常年经停船舶; 崇明 岛北侧主要为生态农业区， 启东侧大部分也是以农 业为主， 受人类活动的影响较小。 就 PAHs 各单体而言， 含量较高的为 2 ～4 环污 染物。其中菲的含量最高， 占各点位 PAHs 总量的 9． 04 ～24． 06; 其次为荧蒽和芘， 分别占总量的 9． 92 ～15． 76和 7． 16 ～15． 95; 具有高致癌 性的 PAHs 代表性污染物 苯并 a 芘在各个点 位均能检出， 占 PAHs 总量的 0． 94 ～10． 68。 2． 2与国内外类似研究的比较 将长江口启东崇明岛航道沉积物中 PAHs 含 量与国内外类似区域进行比较， 有助于进一步了解 本地区 PAHs 的污染水平。表 3 列出了本研究及相 关区域沉积物中 PAHs 的含量。 673 第 3 期 岩矿测试 http ∥www． ykcs． ac． cn 2014 年 ChaoXing 表 2长江口航道沉积物中 PAHs 含量 Table 2Concentrations of PAHs in waterway sediments from Qidong and Chongming Island of Yangtze River Estuary PAHs 长江口启东航道各点位浓度 ng/g Q1Q2Q3Q4Q5 长江口崇明岛航道各点位浓度 ng/g C1C2C3C4C5C6C7C8C9C10C11 萘20. 2157. 7940. 988. 9010．4343．9250．0530．6527．1649．0250．1079．77170．87 195．0197．3937．01 苊17．5541．4254．171．1914．012．690．4836．8036．5663．881．082．53183．24 188．7698．1038．41 芴5．3669．6711．152．622．547．315．697．627．5512．946．307．0337．9139．9720．917．45 菲29．20470．9242．1621．2913．3441．9829．8431．9229．0347．8634．7236．04125．74 136．1199．1328．90 蒽3．4539．046．204．661．412．013．613．833．747．122．151．0527．2936．3118．914．47 荧蒽21．41820．5330．0612．959．4723．7720．2224．2821．3335．0225．7719．85113．34 167．08 126．2824．26 芘21．23830．4929．2110．388．7219．5019．1223．9718．3532．7524．7314．22119．51 167．84 126．9424．86 苯并 a 蒽7．04441．3511．234．223．508．358．259．707．9914．9111．375．9355．5491．8264．2311．24 艹 屈 7．72698．6113．326．673．9612．6611．2811．079．4817．2616．629．2856．0678．6658．6211．58 苯并 b 荧蒽10．13805．6121．025．605．0313．9610．8715．9814．0922．6418．078．2979．22109．9882．3016．58 苯并 k 荧蒽3．55314．238．242．561．885．164．225．135．518．677．864．3227．6641．3530．125．71 苯并 a 芘5．28555．9610．571．902．003．324．187．947．3513．323．981．8750．5087．0155．819．42 二苯并 a， h 蒽1．4143．812．661．500．562．261．851．701．932．253．162．0710．2414．098．531．68 苯并 g， h， i 苝7．7317．5413．504．046．588．207．0411．7513．7125．3311．496．3758．6176．1862．3919．03 ∑PAHs161．27 5206．97 294．47 88．4883．43195．09 176．70 222．34 203．78 352．97 217．40 198．62 1115．73 1430．17 949．66 240．60 表 3不同地区河口和近海沉积物多环芳烃含量 Table 3Concentrations of PAHs in coastal and estuary sediments from different regions 研究区域 PAHs 测定项目 PAHs 含量 ng/g 范围平均值 文献来源 中 国 天津滨海地区16 种274．06 ～2656．65 1198．51卢晓霞等［8 ］ 渤海湾近海16 种107 ～265162黄国培等［9 ］ 黄河口16 种47．395 ～202．628 101．596刘爱霞等［10 ］ 日照近岸海域16 种76．2 ～27512．22622．7郎印海等［11 ］ 长江口邻近海域16 种99．6 ～684．4395．7王波等［5 ］ 长江口滨岸16 种 737 ～1812 枯季1154 235 ～1516 洪季605 欧冬妮等［6 ］ 长江口启东 崇明岛航道 14 种83．43 ～5206．97 736．95本研究 杭州湾潮滩16 种7．13 ～226．1666．16陈卓敏等［12 ］ 泉州湾16 种182．8 ～721．1353．8庄婉娥等［13 ］ 珠江口16 种156．32 ～9219．78－麦碧娴等［14 ］ 九龙江河口－280．0 ～1074．5646．68Tian 等［15 ］ 湛江湾16 种41．96 ～933．90315．98Huang 等［16 ］ 雷州湾16 种21．72 ～319．61103．91Huang 等［16 ］ 台湾 Kaohsiung 港17 种472 ～162015764Chen 等［17 ］ 香港近海养殖区16 种123 ～947450Wang 等［18 ］ 国 外 意大利海洋保护区16 种0．71 ～1549．91155．26Perra 等［19 ］ 法国 Huveaune 河16 种572 ～42351966 1104 Kanzari 等［ 20 ］ 英国 Mersey 河口15 种626 ～3766－Vane 等［21 ］ 由表 3 可见， 本研究 PAHs 含量高于长江口临 近海域， 其平均值与洪季长江口滨岸沉积物较为接 近但低于枯季; 与我国其他河口和近海相比， PAHs 含量高于黄河口、 渤海湾近海、 杭州湾潮滩、 泉州湾、 湛江湾、 雷州湾和香港近海养殖区， 与天津滨海地区 及九龙江河口浓度水平比较接近， 远低于珠江口、 日 照近岸海域和台湾 Kaohsiung 港。与国外海域相 比， PAHs 浓度水平明显高于意大利海洋保护区， 但 低于法国 Huveaune 河和英国 Mersey 河口。总体而 言， 长江口启东崇明岛航道沉积物中的 PAHs 处 于中等污染水平。 2． 3多环芳烃的来源 环境中 PAHs 来源主要有自然源和人为源。其 中自然来源主要包括 森林火灾、 火山喷发以及微生 物作用过程。人为来源包括各种化石燃料 煤、 石 油和天然气 以及木材不完全燃烧、 石油泄漏、 工业 “三废” 排放、 固体废弃物焚烧、 汽车尾气等 ［22 －23 ］。 不同污染源产生的 PAHs 的类型和浓度不同， 对环 境的贡献率也不一样。Baumard 等 ［24 ］研究认为同 时对菲/蒽 Phe/Ant 以及荧蒽/芘 Fla/Pyr 的比值 进行分析， 可对沉积物中 PAHs 的来源作出较为准 确的判别。热成因 PAHs 的 Phe/Ant ＜10， 而油成因 PAHs 的 Phe/Ant ＞10。热力学性质上， 芘比荧蒽更 稳定。Sicre 等 ［25 ］建议 Fla/Pyr ＜ 1， 指示沉积物中 PAHs 主要来源于石油源; Fla/Pyr ＞1， 指示 PAHs 主 要来源于燃料的高温燃烧。煤和木材的燃烧， 其 Fla/Pyr 比值分别为 1． 4 和 1。 分别计算本研究区各采样点位 Phe/Ant 和 Fla/Pyr比值， 并根据 Baumard 等 ［ 24 ］和 Sicre 等［ 25 ］的 研究结论将 PAHs 的来源归纳为化石燃料源、 石油源 以及两者的混合来源， 具体分布见图 2。图 2 结果表 明研究区内 PAHs 的来源有明显地域特征 C2、 C3、 Q3、 Q4 等9 个点位的 Phe/Ant ＜10 且 Fla/Pyr≥1， 点 773 第 3 期沈小明等 长江口启东崇明岛航道沉积物中多环芳烃分布来源及生态风险评价第 33 卷 ChaoXing 图 2启东崇明岛航道沉积物 PAHs 来源诊断 Fig． 2Diagnostic ratios of PAHs in waterway sediments from Qidong and Chongming Island 位占所有采样点位的比重为 56． 25， 说明区域内 PAHs 的主要来源是化石燃料的高温燃烧; Q2 点位 的Phe/Ant ＞10 且 Fla/Pyr ＜1， 该点位处于废弃的航 运码头附近， 石油源是 PAHs 的主要来源; C1、 C7、 C8 和 C10 等点位的 Phe/Ant 和 Fla/Pyr 比值显示环 境中的 PAHs 是混合来源; 此外， C7 和 C9 点位的 Fla/Pyr 比值分别为 1． 4 和 1． 0， 表明煤燃烧和木材 燃烧分别对 C7 和 C9 点位的 PAHs 有一定贡献。 3研究区多环芳烃生态风险评价 Long 等 ［26 ］提出了海洋与河口沉积物中 PAHs 风险评价标准， 并被研究者广泛地用于评价沉积物 中 PAHs 的潜在生态风险。该标准是基于沉积物中 PAHs 总量以及各单体化合物含量， 提出了风险效 应低值 effects range low， ERL 和风险效应中值 effects range median， ERM 。若 PAHs 浓度小于 ERL， 则说明极少产生负面生态效应; 若 PAHs 浓度 介于两者之间， 则有潜在的生态风险; 若 PAHs 浓度 大于 ERM， 则说明负面生态效应比较严重。本研究 将此标准应用于长江口启东崇明岛航道， 对该区 域 PAHs 的潜在生态风险进行初步评估， 结果见 表 4。 从表 4 可以看出， 大部分采样点位蒽等 PAHs 单体的浓度低于 ERL 值。但 C8 和 C9 点位的萘含 量分别为 170． 78 ng/g 和 195． 01 ng/g， 介于 ERL 和 ERM 值之间。苊含量在 16 ～ 500 ng/g 范围内的点 位有 Q1、 Q2、 Q3、 C3、 C4、 C5、 C8、 C9、 C10 和 C11; 而 C9 点位的苯并 g， h， i 苝浓度为 76． 18 ng/g， 高于 风险效应低值 ERL 的标准， 这些点位的 PAHs 具 有潜在生态风险。 Q2点位的PAHs总量及苊、 芴、 表 4长江口启东崇明岛航道沉积物中 PAHs 生态风险评价 Table 4Ecological risk assessment of PAHs in waterway sediment from Qidong and Chongming Island PAHs ERL ng/g ERM ng/g ＜ERL 的 点位 个 ERL ～ERM 的点位 ＞ERM 的 点位 个 萘160210014C8， C90 苊165006 Q1， Q2， Q3， C3， C4， C5， C8， C9， C10， C11 0 芴1954015Q20 菲240150015Q20 蒽85．311001600 荧蒽600510015Q20 芘665260015Q20 苯并 a 蒽261160015Q20 艹 屈 384280015Q20 苯并 b 荧蒽－－－－－ 苯并 k 荧蒽－－－－－ 苯并 a 芘430160015Q20 二苯并 a， h 蒽－－－－－ 苯并 g， h， i 苝 63．426015C9 0 ΣPAHs402244792 15Q20 菲、 荧蒽、 芘、 苯并 a 蒽、 艹 屈、 苯并 a 芘等单体浓度 介于 ERL 和 ERM 之间， 该点位的潜在生态风险也 应予以关注。此外， 对于苯并 b 荧蒽、 苯并 k 荧 蒽、 二苯并 a， h 蒽等没有生态风险安全值的 PAHs 单体， Long 等 ［26 ］认为这些物质只要在环境中存在就 会产生负面的生态效应， 而本研究区域内上述几种 物质均普遍检出。总体而言， 本区域 PAHs 具有潜 在的生态风险， 应该引起我们足够的重视。 4结语 航道沉积物中 PAHs 的研究一直是长江口有机 地球化学调查比较薄弱的地方， 开展此方面的工作 一方面可以了解周边污染物的来源及输入状况、 判 断其对河口环境承载力的影响， 进而评价对人类健 康所造成的风险程度， 另一方面也为控制和削减污 染物的排放提供相关数据资料。因此本文利用加速 溶剂萃取 － 高效液相色谱对长江口启东崇明岛航 道沉积物中 14 种 PAHs 进行分析测定， 取得了以下 几点研究结果 PAHs 的分布具有明显的地域特征， 与国内外类似研究相比， 启东崇明岛航道沉积物 中 PAHs 处于中等污染水平。区域内多环芳烃化石 燃料源所占比重较大， 部分点位呈混合污染来源 化石燃料源和石油源 特征， 而处于航运码头附近 的点位石油源是主要来源。初步风险评价表明， 研 究区域内部分点位 PAHs 具有潜在的生态风险。 873 第 3 期 岩矿测试 http ∥www． ykcs． ac． cn 2014 年 ChaoXing 本研究的成果丰富了长江河口环境有机污染物 调查的数据资料， 今后应加强区域内水体、 生物等环 境样品中 PAHs 的调查和评价工作， 同时有必要就 各污染源对河口环境中 PAHs 贡献率开展进一步 研究。 5参考文献 ［ 1］Helen K W， Li X， Ana L C L， Timothy I E， Christopher M R． Abundance，composition，and vertical transport of PAHs in Marsh sediments［J］ ． Environmental Science 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