鄒艷梅， 李沅蔚， 紀 靈， 楊國華， 趙世欽， 王傳遠

1.中國科學院煙臺海岸帶研究所， 山東 煙臺 264003 2.中國科學院大學， 北京 100049 3.國家海洋局煙臺海洋環(huán)境監(jiān)測中心站， 山東 煙臺 264006 4.煙臺高新技術產業(yè)開發(fā)區(qū)農業(yè)農村發(fā)展局， 山東 煙臺 264114 5.煙臺大學土木工程學院， 山東 煙臺 264005

龍口灣位于山東半島北部、渤海東南部，屬于萊州灣的一個附屬海灣，為典型的連島壩成因的次生海灣[1]. 龍口灣的入海河流較少，且流源短，水量少，河流輸入沉積物量少且顆粒較細. 此外，作為半封閉海灣，灣內海流流速較小，水動力較弱. 隨著《山東半島藍色經濟區(qū)發(fā)展規(guī)劃》(國函[2011])的實施，擴大港口規(guī)模、建設離岸人工島群、發(fā)展近海養(yǎng)殖等海洋開發(fā)活動進一步發(fā)展，龍口港已成為全國最大的地方港之一[2]. 就龍口灣而言，已有研究表明，其海水營養(yǎng)水平較高，石油類已為該海域的主要污染物之一[3]；由于灣內旋流方向復雜，流速較小，大規(guī)模人工島建設使黏土質量分數(shù)略有升高，砂質量分數(shù)略有下降[4-5]. 港灣發(fā)展過程中必然會造成污染物增加，加強對海洋沉積有機物的來源分析，有助于了解經濟發(fā)展狀況對海洋環(huán)境的影響，促進海洋生態(tài)環(huán)境的保護.

海洋沉積物中的烴類物質是指經有機溶劑萃取可分離出的有機組分，主要研究物質包括正構烷烴(n-alkanes)、多環(huán)芳烴(PAHs)、脂肪酸(fatty acid)、醇類(alcohols)等[6-10]. 其中，正構烷烴在海洋沉積物中普遍存在，主要來自水生和陸生生物質、石油污染物輸入以及化石燃料的燃燒產物. 正構烷烴具有較高的穩(wěn)定性，國內外已有學者利用正構烷烴的分布特征和特征參數(shù)對沉積物有機質進行了研究，結果顯示正構烷烴的輕重烴比(LMW/HMW)值大于1，代表沉積物中藻類和細菌貢獻較大，小于1則反映了陸生高等植物源[11]；陸海比(TAR)值大于1，表示具有陸地高等植物碎片來源[12]；海洋與水生輸入比(Pmar-aq)可分為低值(0.01～0.3)、中值(0.4～0.6)和高值(>0.6)分別指示陸源植物蠟質、浮游生物和水生大型植物輸入[13]，這些參數(shù)可以用來評估有機物來源. 天然正構烷烴比率(NAR)小于或等于0[14]、碳優(yōu)勢指數(shù)(CPI)小于1[14]和nC16指數(shù)較高[15]時，說明沉積物中有機質一定含有石油烴類污染物. 平均鏈長(ACL)可以用來識別沉積環(huán)境的變化，如果環(huán)境變化較小，該數(shù)值趨于恒定[16]. 相關研究表明，東海[17]和南海[18]近岸沉積物中正構烷烴分子具有海洋和陸源兩種來源，但貢獻程度不同；黃海[19]和渤海[20]的正構烷烴研究顯示，其沉積物組成受到了石油污染的影響；而河口[14,21]、濕地[22]和湖泊[23]沉積物中正構烷烴特征參數(shù)表明，陸生植物的貢獻具有絕對優(yōu)勢.

PAHs屬于持久性有機污染物，廣泛分布于環(huán)境中，因具有“三致”效應和生物富集性，已被許多國家列為優(yōu)先控制污染物，其主要來源有石油污染、化石燃料及木質高溫燃燒產物和工業(yè)“三廢”排放等. 劉宗峰等[24-27]研究表明，沉積物中的輕重PAHs比值(∑LMW∑HMW)小于1時，說明PAHs受燃燒源的影響，大于1則表示受石油污染或成土過程影響；對于PAHs的同分異構體比值w(Ant)/w(Ant+Phe)、w(Fla)/w(Fla+Pyr)、w(BaA)/w(BaA+Chr)和w(InP)/w(InP+BaP)[28]，通常情況下，低值表示石油來源較多，高值代表高溫燃燒源輸入較多. 人類活動會造成不同區(qū)域PAHs比率的差異，其中，黃河三角洲由于受到石油開發(fā)的影響，通常具有明顯的石油污染來源[25]. 因為生物富集性，生物體內的PAHs也可用來指示PAHs來源，進行污染排放源的識別和評估[16]. 針對PAHs的環(huán)境風險，可以按PAHs總量進行污染程度分級，如荷蘭Maliszewska[29]的分類標準；也可以就PAHs單體含量進行分級，如加拿大土壤質量指南(SQGs)[30]. 同樣在PAHs的致癌性評價中，致癌性PAHs比重(∑Car-PAHs)[16]和BaP毒性當量(TEQBaP)[24]等可用于評估由PAHs污染引起的總生態(tài)風險；也有如王連生等[31]將PAHs單體的致癌性進行分級的研究. 開展沉積物中PAHs的生態(tài)風險評價，有助于了解該區(qū)域PAHs的潛在環(huán)境風險[32-33]，促進環(huán)境污染防治工作的開展.

該研究測定了龍口灣表層沉積物中的正構烷烴和PAHs，通過其特征參數(shù)和比值豐度識別沉積物中有機物來源及污染排放源，并對沉積物進行生態(tài)風險評價，研究結果有利于了解經濟開發(fā)活動對海洋沉積環(huán)境的影響，可為該區(qū)域有機污染物防治提供參考.

1 材料與方法

1.1 樣品采集

2013年9月對龍口灣沉積物按網格法進行布點采樣，使用抓斗式采泥器采集7個表層(0～5 cm)沉積物樣品，又分別選取同年筆者所在課題組采集的萊州灣(LZ01、LZ13)和渤海灣(BH08、BH26)表層沉積物樣品作為對照組進行對比. 兩次采樣站位分布如圖1所示. 將采集的沉積物樣品裝入聚乙烯自封袋中，并在袋上標注采樣時間及采樣站位信息，放入冰箱冷凍(-20 ℃)保存.

圖1 龍口灣和對照組采樣站位分布Fig.1 Distribution of sampling stations in Longkou Bay and the control group

1.2 樣品預處理

將冷凍保存的沉積物樣品放入真空冷凍干燥機中冷凍干燥48 h. 取冷凍干燥、過篩(0.15 mm)的沉積物樣品5 g(干質量)于100 mL錐形瓶中，加入正己烷與二氯甲烷體積比為1∶1的混合液20 mL，超聲振蕩2次，共30 min，轉移全部上清液至100 mL圓底燒瓶內，并重復2次上述步驟. 將上清液旋轉蒸發(fā)至1～2 mL，用正己烷少量多次、超聲清洗圓底燒瓶，濃縮液與洗液一起經1 cm厚的無水硫酸鈉脫水后，再過0.22 μm的有機濾膜，氮吹濃縮后用正己烷定容至1 mL，轉移至色譜瓶中待測[34].

1.3 儀器分析

采用Agilent公司的氣相色譜-質譜聯(lián)用儀(GC型號為7890A，MS型號為5975C，美國)，控制條件如下： ①氣相色譜條件. 色譜柱為DB-5MS石英毛細管色譜柱(30 m×0.25 mm×0.25 μm). 載氣為氦氣，流速為1.2 mLmin，不分流進樣，進樣量1 μL. 進樣口溫度為290 ℃，檢測器溫度為300 ℃，柱初始溫度為50 ℃，保持8 min；然后以8 ℃min的速率升至150 ℃，再保持3 min；并以3 ℃min的速率升至300 ℃，最后保持3 min. ②質譜條件. 離子化方式為EI，轟擊能量為70 eV，離子源溫度為230 ℃，四極桿溫度為150 ℃，質量掃描范圍為50～550 amu. 先采用全掃描方式(SCAN)繪制標準曲線，然后采用選擇離子掃描方式(SIM)進行樣品分析.

1.4 質量控制

試驗過程中所用試劑均為優(yōu)級純，每個樣品進行3組平行試驗，測定過程中每5個樣品加1個空白樣，取平均值作為樣品測定最終數(shù)據(jù). 使用六甲基苯作為PAHs的內標，樣品處理之前加入氘代多環(huán)芳烴進行回收率測定，回收率在78.06%～113.37%之間.

1.5 PAHs生態(tài)風險評價方法

由于PAHs單體的毒性各不相同，所以對PAHs生態(tài)風險評價方式也包括單體和綜合評價兩種方式.

1.5.1針對PAHs單體的生態(tài)風險評價

PAHs的致癌性可分為5個等級[31]：不致癌(-)、微弱致癌(+)、致癌(++)、顯著致癌(+++)與強烈致癌(++++). 各種PAHs單體的致癌性等級如表1所示.

加拿大土壤質量指南[30]規(guī)定，ERL(效應范圍低值，effects range Law)表示產生生態(tài)風險的概率為10%，ERM(效應范圍中值，effects range media)表示產生生態(tài)風險的概率為50%. 各種PAHs單體的ERL和ERM如表1所示. 評估有機污染物的潛在生態(tài)風險[30]時，污染物濃度ERM，則表示經常產生生態(tài)危害.

1.5.2針對PAHs的綜合生態(tài)風險評價

致癌性PAHs比重[16]的計算公式：

(1)

式中：∑Car-PAHs為致癌性PAHs比重，%；∑PAHs為16種PAHs的總濃度.

分析BaP毒性當量[24]時，將致癌性的PAHs的毒性均轉化為BaP的毒性，以BaP的毒性來評估PAHs的總致癌性，其計算公式：

(2)

式中：Ci為16種PAHs單體的濃度；TEFi為對應PAHs單體的毒性當量，16種PAHs單體的TEFs值如表1所示.

表1 沉積物16種PAHs質量標準閾值、致癌性和毒性當量因子

1.6 數(shù)據(jù)處理方法

使用Excel 2010、Origin 2018軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計、整理和圖表制作.

2 結果與討論

2.1 表層沉積物中正構烷烴的來源解析

圖2 沉積物中短、中、長鏈正構烷烴占比三元圖Fig.2 Ternary diagram of short, mid and long-chain n-alkanes concentrations in sediments

海洋沉積物中正構烷烴的來源比較復雜，該研究將正構烷烴分為三大類，即短鏈烷烴(nC11～nC20)、中鏈烷烴(nC21～nC26)和長鏈烷烴(nC27～nC36). 通常情況下認為，以nC15、nC17和nC19為主峰的短鏈烷烴來自水生(淡水和海洋)藻類和光合細菌的衍生脂類輸入，以及原油、化石燃料等的不完全燃燒產物[28]；其中，水生藻類和細菌等低等生物來源的烷烴具有奇碳數(shù)優(yōu)勢，而石油類污染物則不具有明顯的奇偶優(yōu)勢[11]. 中鏈烷烴主要來自淡水和海洋大型植物，以nC21、nC23和nC25為主峰，也具有奇碳數(shù)優(yōu)勢[35]. 長鏈烷烴則被認為來自于典型奇碳數(shù)優(yōu)勢的大型陸生高等植物輸入，主峰有nC27、nC29和nC31[36]. 海洋中少量的硅藻和非光合細菌等生物體內也發(fā)現(xiàn)含有鏈長位于nC14～nC31之間的正構烷烴，但不具有奇偶優(yōu)勢[37]. 如圖2所示，龍口灣、萊州灣和渤海灣沉積物中短鏈烷烴占比均在49%以上，說明該區(qū)域水生和陸生的大型植物輸入量相對較少，水生藻類和光合細菌或石油烴類污染物貢獻較大. 為了更好地探究龍口灣沉積物中有機物來源，該研究選擇了7個正構烷烴的特征參數(shù)比值開展進一步研究，包括nC16指數(shù)〔w(∑C11-36)/w(nC16)〕、輕重烴比值〔LMW/HMW，w(∑nC11-21)/w(∑nC22-36)〕、碳優(yōu)勢指數(shù)〔CPI15-21，w(nC15+nC17+nC19+nC21)/w(nC14+2nC16+2nC18+2nC20+nC22); CPI25-35,w(nC25+nC27+nC29+nC31+nC33+nC35)/w(nC24+2nC26+2nC28+2nC30+2nC32+2nC34+nC36)〕、平均鏈長〔ACL25-33，[w(∑nCi)×i]/w(∑nCi)〕、天然正構烷烴比率〔NAR，w(∑nC19-32-2nC20-2nC22-2nC24-2nC26-2nC28-2nC30)/w(∑nC19-32)〕、陸海比〔TAR，w(nC27+nC29+nC31)/w(nC15+nC17+nC19)〕和海洋與水生輸入比〔Pmar-aq，w(nC23+nC25)/w(nC23+nC25+nC27+nC29+nC31)〕，沉積物中7個正構烷烴的特征參數(shù)值如表2所示.

表2 沉積物中正構烷烴的特征參數(shù)值

因nC16很少出現(xiàn)在非石油污染的海洋生物源中，所以nC16指數(shù)可以作為有機物具有石油來源的較好指標. 如表2所示，nC16指數(shù)最大值出現(xiàn)在LK05站位，數(shù)值為20.76(小于30)，表示該站位樣品受到石油污染. LMW/HMW也可以用來表示物質來源[11]. 結合上述兩個特征參數(shù)得到圖3，結果顯示，所有研究站位的nC16指數(shù)均小于30，LMW/HMW均大于1，表示藻類和細菌貢獻較大. 其中LMW/HMW接近1，說明高等植物和低等生物的雙重貢獻，但也可能具有石油污染. 南黃海和東海沉積物中LMW/HMW的平均值分別為0.73±0.46和0.44±0.22[28]，均低于筆者所得結果，說明除了海生、陸生生物質輸入差異以外，龍口灣極可能還存在新鮮原油污染. LK01、LK02和LK05站位的LMW/HMW均大于2，可能是因為港口的船舶運輸存在溢油風險，使得部分區(qū)域受到石油污染較重.

圖3 正構烷烴的nC16指數(shù)與LMWHMW分析結果Fig.3 n-alkanes cross plots for nC16 index and LMWHMW

CPI指示正構烷烴在一定鏈長范圍內是否具有奇偶碳數(shù)優(yōu)勢. 僅LK05站位的CPI15-21達到1.78，其余站位數(shù)值均小于1；CPI25-35的最大值為1.5，出現(xiàn)在LK02站位，而50%以上站位的CPI25-35值小于1. 這說明龍口灣沉積物的有機物存在天然來源(包括水生和陸生生物沉積)，但原油和化石燃料不完全燃燒的輸入占主導地位(通常CPI<1)[14]. CPI值接近1，表明海洋微生物和再循環(huán)有機物的輸入量較多[14]. 而LZ01站位的CPI25-35值大于2，說明該站位陸生植物的輸入比例較大，但未達到典型的陸源高等植物輸入比值. 如表2所示，龍口灣沉積物ACL25-33值的范圍在27.84～29.32之間，萊州灣和渤海灣的ACL25-33值也與之相近，其變幅較小. ACL可以用來識別沉積物生態(tài)系統(tǒng)的環(huán)境變化，當系統(tǒng)中很少發(fā)生環(huán)境變化時ACL特征值趨于恒定，如該研究中龍口灣站位的ACL值變化不大，說明采樣區(qū)域內生態(tài)系統(tǒng)沒有發(fā)生較大環(huán)境變化. Ankit等[14]研究指出，在受陸源影響較大的河口地區(qū)，50%以上站位的CPI25-35值大于3，且CPI25-35與ACL25-33之間存在高度相關性(R=0.91，P<0.05). 但由圖4可知，龍口灣沉積物中正構烷烴的CPI25-35與ACL25-33之間相關性不高(R2=0.377 4)，可能是因為沉積物中有機物不僅是高等植物輸入這一個來源. 這可以進一步通過NAR值來驗證， 有機物如果主要來自于海洋或陸地高等植物，NAR值應接近1，但在石油烴類污染物中NAR值接近0或小于0[14]，該研究中NAR值多為負數(shù)，說明龍口灣沉積物中有機質一定有石油烴類污染物.

TAR和Pmar-aq可以用于評估海洋、陸地有機質輸入的比例. TAR值反映了長鏈烷烴與短鏈烷烴的比率，長鏈、短鏈烷烴分別代表了陸生高等植物和水生藻類、光合細菌兩種有機物輸入方式[12]. 龍口灣LK04、LK07站位的TAR值均大于1，表示正構烷烴有陸地高等植物碎片來源，這可能是因為所選站位離陸地較近，受到陸源輸入的影響更大.Pmar-aq值反映了中鏈烷烴與中、長鏈烷烴的比率，可以代表水生植物和陸生高等植物的有機物輸入比例. 通常情況下認為，Pmar-aq低值(0.01～0.3)指示陸源植物蠟質輸入，中值(0.4～0.6)指示水生浮游植物，高值(>0.6)指示淡水及海洋大型植物[19]. 龍口灣站位沉積物中較低的Pmar-aq值可以反映出陸地高等植物對有機物的主要貢獻，僅LK05站位的Pmar-aq達到高值(0.74)，該位置很可能出現(xiàn)了大型海洋植物. Ankit等[14]研究也表明，河口TAR介于1.2～12.2之間，Pmar-aq介于0.1～0.4之間；而南黃海[11]所有站位的Pmar-aq均介于0.01～0.25之間，TAR均介于0.24～26.14之間(平均值為4.22)，都具有明顯的陸源正構烷烴優(yōu)勢. 而且一般情況下，TAR和Pmar-aq成反比，且離陸地越近，相關系數(shù)應越高，表示陸源提供了高濃度的長鏈烷烴；相反，當TAR值降低、Pmar-aq值升高時，則反映出區(qū)域中海洋生產力逐漸提高[19]. 如圖4(b)所示，該研究中TAR和Pmar-aq成反比(R2=0.295 6)，但龍口灣受石油污染的影響，降低了其正構烷烴中TAR和Pmar-aq之間的相關性. 所以，龍口灣沉積物中正構烷烴屬于陸源、海源有機質和石油烴混合來源.

圖4 正構烷烴的特征比值關系分析Fig.4 Parameters′ relationship of n-alkanes

2.2 表層沉積物中多環(huán)芳烴的來源解析

圖5 沉積物中不同環(huán)數(shù)PAHs的占比Fig.5 The composition patterns of PAHs by rings size in the sediments

海洋沉積物中PAHs的來源與正構烷烴有所不同，大致可以分為3種來源，即原油、高溫燃燒源和生物質成因. 通常認為，低分子量的PAHs(2～3環(huán))主要來源于石油污染，而4環(huán)及以上環(huán)數(shù)的PAHs則來源于化石燃料高溫燃燒的產物，并容易長期沉積[27]. 該研究中，龍口灣不同站位16種PAHs的總含量變化較大，范圍為460.03～2 448.29 ng/g，平均值為 1 328.60 ng/g，最大值和最小值分別出現(xiàn)在LK02站位和LK05站位. 由圖5可知，龍口灣各站位沉積物中2～3環(huán)PAHs的占比均超過了50%，初步判斷龍口灣中存在石油污染. 其中，LK05站位2～3環(huán)PAHs的占比最高，達到77.12%，說明石油污染較為嚴重，這與2.1節(jié)中nC16指數(shù)等正構烷烴參數(shù)反映的結果一致. 目前PAHs分子比值法已成為識別和評估污染排放源使用最廣泛的方法，該研究選取以下5個特征參數(shù)對沉積物中PAHs的來源進行識別.

輕重PAHs比值(∑LMW/∑HMW，其中，LMW包括2～3環(huán)PAHs，HMW包括4～6環(huán)PAHs)小于1時，通常說明PAHs受燃燒源的影響，而大于1則表示PAHs受石油污染或成土過程影響[27]. 如表3所示，龍口灣沉積物中∑LMW/∑HMW均大于1，甚至可以達到3.37，說明PAHs受到了石油污染的影響. 所有采樣站位中，僅LZ01站位的∑LMW/∑HMW小于1，可能是因為該站點離岸距離較近，受燃燒源污染影響較重，主要包括工業(yè)煙塵、廢氣和機動車尾氣中的PAHs，其進入大氣后通過干、濕沉降進入海洋，最終沉積到海底沉積物中.

表3 PAHs的特征參數(shù)

圖6 沉積物PAHs同分異構體的比值分析Fig.6 Cross plot of diagnostic for isomers of PAHs in sediments

綜上，該研究同時參考了w(BaA)/w(BaA+Chr)和w(InP)/w(InP+BghiP)，對PAHs來源進行了全面分析. 對于w(BaA)/w(BaA+Chr)，小于0.20時意味著PAHs具有石油來源，大于0.35時意味著來源于生物質和煤的燃燒，介于0.20～0.35之間則意味著石油燃燒來源. 對于w(InP)/w(InP+BghiP)，小于0.20時表示PAHs石油來源，在0.20～0.50之間時表示石油燃燒源，大于0.50則表示生物質和煤燃燒的貢獻更大[28]. 如圖6所示，龍口灣所有站位的w(BaA)/w(BaA+Chr)均小于0.20，w(InP)/w(InP+BghiP)在0.49～0.53區(qū)間內變化不大，這也說明了在海洋開發(fā)活動影響下，龍口灣沉積物中PAHs屬于石油和燃燒源的混合來源. 萊州灣和渤海灣站位的w(InP)/w(InP+BghiP)在0.50～0.52范圍內，具有與龍口灣相似的PAHs來源.

2.3 沉積物的生態(tài)風險評價

PAHs對生物具有毒性、生物富集性和致癌、致畸等遺傳性的危害. 目前對于海洋沉積物中石油烴污染物的生物危害研究主要集中在PAHs等持久性有機物方面[28,38]. 在荷蘭Maliszewska[29]建立的分類標準下，龍口灣LK01、LK02和LK04站位沉積物中的PAHs總量達到重度污染水平(>1 000 ng/g)，LK03、LK06和LK07站位為中度污染水平(600～1 000 ng/g)；對照組中LZ01、LZ13和BH08站位也達到重度污染，其中BH08站位的PAHs總量最大，為 4 971.17 ng/g. 南黃海和東海沉積物中PAHs含量平均值分別為825和771 ng/g[28]，黃河口沉積物中PAHs含量平均值僅為122.92 ng/g[24]，說明整個環(huán)渤海灣范圍內，海上油田開采和航運向海洋注入了PAHs，海洋沉積物中PAHs的污染較嚴重.

雖然環(huán)境介質中PAHs多以混合物形式存在，但不同芳烴單體產生的生物危害有所不同. 低分子量(2～3環(huán))PAHs易揮發(fā)、溶解，對生物易產生急性毒性；而高分子量(4～6環(huán))PAHs則表現(xiàn)為致畸、致癌等遺傳性毒害. 為了評估PAHs單體對環(huán)境中生物的潛在危害，將16種PAHs含量與加拿大土壤質量指南(SQGs)進行比較，這是評估土壤/沉積物污染水平的重要工具[30]. 將16種PAHs的ERL、ERM與龍口灣中其各單體含量進行對比(見表4)發(fā)現(xiàn)，對于低分子量的PAHs，龍口灣各站位中Nap含量均未超過ERL，表示龍口灣海域內其潛在生態(tài)危害極小；其余5種 PAHs(Acy、Ace、Flu、Phe和Ant)的含量均低于ERM值，表明某些站位偶爾會產生生態(tài)危害. 對于高分子量的PAHs，龍口灣各站位中PAHs單體含量均低于ERL，說明龍口灣內Fla、Pyr等10種4環(huán)以上的PAHs極少產生負面生態(tài)效應.

表4 沉積物16種PAHs單體評價結果

王連生等[31]研究指出，BaA、Chr、BbF、BkF、BaP、DbahA、BghiP和InP這8種PAHs具有致癌性，可以統(tǒng)稱為致癌性PAHs(Car-PAHs)[16]，其各自致癌等級見表1. 龍口灣沉積物中Car-PAHs含量的最高值出現(xiàn)在LK02站位，為595.48 ng/g，各站位∑Car-PAHs范圍為9.35%～28.18%. 在Car-PAHs中BaP的致癌性最高，所以BaP毒性當量(TEQBaP)[24]也可用于評估由PAHs污染引起的總生態(tài)風險.

圖7 龍口灣沉積物的BaP毒性當量Fig.7 BaP toxicity equivalent of sediments in Longkou Bay

龍口灣沉積物TEQBaP的分析結果(見圖7)顯示，其范圍為11.57～138.61 ng/g，平均值為70.98 ng/g，加拿大土壤質量指南規(guī)定土壤中的Bap的安全水平為700 ng/g[39]，龍口灣站位均處于安全水平. 對照組中僅BH08站位的TEQBaP值較高，達到2 219.13 ng/g，其他3個站位與龍口灣的TEQBaP數(shù)值相近，很可能是因為BH08站位靠近海上油田，開采過程中受到溢油污染的影響. 這說明在當前的經濟開發(fā)活動下，龍口灣沉積物中PAHs具有一定的潛在毒性，目前尚處于安全水平范圍內.

3 結論

a) 龍口灣沉積物中正構烷烴屬于陸源、海源有機質和石油烴混合來源. 龍口灣表層沉積物中短鏈正構烷烴的占比在49%以上，且特征參數(shù)比值中，CPI25-35、TAR和Pmar-aq均指示整體海域正構烷烴的海源性輸入較多，且浮游動植物貢獻較大；nC16指數(shù)、LMWHMW、CPI15-21、ACL25-33和NAR分析結果表明，海洋開發(fā)活動造成了石油類污染物的輸入.

b) 龍口灣沉積物中2環(huán)、3環(huán)PAHs的占比均超過了50%；PAHs總含量范圍為460.03～2 448.29 ngg，平均值為1 328.60 ngg，86%站位的PAHs達到中度、重度污染. PAHs的∑LMW∑HMW和同分異構體比值分析表明，在海洋開發(fā)活動影響下，龍口灣沉積物中PAHs屬于石油和燃燒源的混合來源.

c) 以PAHs單體含量為基礎，與加拿大土壤質量指南比較發(fā)現(xiàn)，低分子量PAHs(Acy、Ace、Flu、Phe和Ant)偶爾會產生生態(tài)危害，高分子量PAHs極少產生負面生態(tài)效應. 通過∑Car-PAHs和TEQBaP兩種方法進行沉積物生態(tài)風險評價，表明在當前的經濟開發(fā)活動下，龍口灣沉積物中PAHs具有一定的潛在毒性，但尚處于安全水平范圍內.