邹艳梅， 李沅蔚， 纪 灵， 杨国华， 赵世钦， 王传远

1.中国科学院烟台海岸带研究所， 山东 烟台 264003 2.中国科学院大学， 北京 100049 3.国家海洋局烟台海洋环境监测中心站， 山东 烟台 264006 4.烟台高新技术产业开发区农业农村发展局， 山东 烟台 264114 5.烟台大学土木工程学院， 山东 烟台 264005

龙口湾位于山东半岛北部、渤海东南部，属于莱州湾的一个附属海湾，为典型的连岛坝成因的次生海湾[1]. 龙口湾的入海河流较少，且流源短，水量少，河流输入沉积物量少且颗粒较细. 此外，作为半封闭海湾，湾内海流流速较小，水动力较弱. 随着《山东半岛蓝色经济区发展规划》(国函[2011])的实施，扩大港口规模、建设离岸人工岛群、发展近海养殖等海洋开发活动进一步发展，龙口港已成为全国最大的地方港之一[2]. 就龙口湾而言，已有研究表明，其海水营养水平较高，石油类已为该海域的主要污染物之一[3]；由于湾内旋流方向复杂，流速较小，大规模人工岛建设使黏土质量分数略有升高，砂质量分数略有下降[4-5]. 港湾发展过程中必然会造成污染物增加，加强对海洋沉积有机物的来源分析，有助于了解经济发展状况对海洋环境的影响，促进海洋生态环境的保护.

海洋沉积物中的烃类物质是指经有机溶剂萃取可分离出的有机组分，主要研究物质包括正构烷烃(n-alkanes)、多环芳烃(PAHs)、脂肪酸(fatty acid)、醇类(alcohols)等[6-10]. 其中，正构烷烃在海洋沉积物中普遍存在，主要来自水生和陆生生物质、石油污染物输入以及化石燃料的燃烧产物. 正构烷烃具有较高的稳定性，国内外已有学者利用正构烷烃的分布特征和特征参数对沉积物有机质进行了研究，结果显示正构烷烃的轻重烃比(LMW/HMW)值大于1，代表沉积物中藻类和细菌贡献较大，小于1则反映了陆生高等植物源[11]；陆海比(TAR)值大于1，表示具有陆地高等植物碎片来源[12]；海洋与水生输入比(Pmar-aq)可分为低值(0.01～0.3)、中值(0.4～0.6)和高值(>0.6)分别指示陆源植物蜡质、浮游生物和水生大型植物输入[13]，这些参数可以用来评估有机物来源. 天然正构烷烃比率(NAR)小于或等于0[14]、碳优势指数(CPI)小于1[14]和nC16指数较高[15]时，说明沉积物中有机质一定含有石油烃类污染物. 平均链长(ACL)可以用来识别沉积环境的变化，如果环境变化较小，该数值趋于恒定[16]. 相关研究表明，东海[17]和南海[18]近岸沉积物中正构烷烃分子具有海洋和陆源两种来源，但贡献程度不同；黄海[19]和渤海[20]的正构烷烃研究显示，其沉积物组成受到了石油污染的影响；而河口[14,21]、湿地[22]和湖泊[23]沉积物中正构烷烃特征参数表明，陆生植物的贡献具有绝对优势.

PAHs属于持久性有机污染物，广泛分布于环境中，因具有“三致”效应和生物富集性，已被许多国家列为优先控制污染物，其主要来源有石油污染、化石燃料及木质高温燃烧产物和工业“三废”排放等. 刘宗峰等[24-27]研究表明，沉积物中的轻重PAHs比值(∑LMW∑HMW)小于1时，说明PAHs受燃烧源的影响，大于1则表示受石油污染或成土过程影响；对于PAHs的同分异构体比值w(Ant)/w(Ant+Phe)、w(Fla)/w(Fla+Pyr)、w(BaA)/w(BaA+Chr)和w(InP)/w(InP+BaP)[28]，通常情况下，低值表示石油来源较多，高值代表高温燃烧源输入较多. 人类活动会造成不同区域PAHs比率的差异，其中，黄河三角洲由于受到石油开发的影响，通常具有明显的石油污染来源[25]. 因为生物富集性，生物体内的PAHs也可用来指示PAHs来源，进行污染排放源的识别和评估[16]. 针对PAHs的环境风险，可以按PAHs总量进行污染程度分级，如荷兰Maliszewska[29]的分类标准；也可以就PAHs单体含量进行分级，如加拿大土壤质量指南(SQGs)[30]. 同样在PAHs的致癌性评价中，致癌性PAHs比重(∑Car-PAHs)[16]和BaP毒性当量(TEQBaP)[24]等可用于评估由PAHs污染引起的总生态风险；也有如王连生等[31]将PAHs单体的致癌性进行分级的研究. 开展沉积物中PAHs的生态风险评价，有助于了解该区域PAHs的潜在环境风险[32-33]，促进环境污染防治工作的开展.

该研究测定了龙口湾表层沉积物中的正构烷烃和PAHs，通过其特征参数和比值丰度识别沉积物中有机物来源及污染排放源，并对沉积物进行生态风险评价，研究结果有利于了解经济开发活动对海洋沉积环境的影响，可为该区域有机污染物防治提供参考.

1 材料与方法

1.1 样品采集

2013年9月对龙口湾沉积物按网格法进行布点采样，使用抓斗式采泥器采集7个表层(0～5 cm)沉积物样品，又分别选取同年笔者所在课题组采集的莱州湾(LZ01、LZ13)和渤海湾(BH08、BH26)表层沉积物样品作为对照组进行对比. 两次采样站位分布如图1所示. 将采集的沉积物样品装入聚乙烯自封袋中，并在袋上标注采样时间及采样站位信息，放入冰箱冷冻(-20 ℃)保存.

图1 龙口湾和对照组采样站位分布Fig.1 Distribution of sampling stations in Longkou Bay and the control group

1.2 样品预处理

将冷冻保存的沉积物样品放入真空冷冻干燥机中冷冻干燥48 h. 取冷冻干燥、过筛(0.15 mm)的沉积物样品5 g(干质量)于100 mL锥形瓶中，加入正己烷与二氯甲烷体积比为1∶1的混合液20 mL，超声振荡2次，共30 min，转移全部上清液至100 mL圆底烧瓶内，并重复2次上述步骤. 将上清液旋转蒸发至1～2 mL，用正己烷少量多次、超声清洗圆底烧瓶，浓缩液与洗液一起经1 cm厚的无水硫酸钠脱水后，再过0.22 μm的有机滤膜，氮吹浓缩后用正己烷定容至1 mL，转移至色谱瓶中待测[34].

1.3 仪器分析

采用Agilent公司的气相色谱-质谱联用仪(GC型号为7890A，MS型号为5975C，美国)，控制条件如下： ①气相色谱条件. 色谱柱为DB-5MS石英毛细管色谱柱(30 m×0.25 mm×0.25 μm). 载气为氦气，流速为1.2 mLmin，不分流进样，进样量1 μL. 进样口温度为290 ℃，检测器温度为300 ℃，柱初始温度为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质谱条件. 离子化方式为EI，轰击能量为70 eV，离子源温度为230 ℃，四极杆温度为150 ℃，质量扫描范围为50～550 amu. 先采用全扫描方式(SCAN)绘制标准曲线，然后采用选择离子扫描方式(SIM)进行样品分析.

1.4 质量控制

试验过程中所用试剂均为优级纯，每个样品进行3组平行试验，测定过程中每5个样品加1个空白样，取平均值作为样品测定最终数据. 使用六甲基苯作为PAHs的内标，样品处理之前加入氘代多环芳烃进行回收率测定，回收率在78.06%～113.37%之间.

1.5 PAHs生态风险评价方法

由于PAHs单体的毒性各不相同，所以对PAHs生态风险评价方式也包括单体和综合评价两种方式.

1.5.1针对PAHs单体的生态风险评价

PAHs的致癌性可分为5个等级[31]：不致癌(-)、微弱致癌(+)、致癌(++)、显著致癌(+++)与强烈致癌(++++). 各种PAHs单体的致癌性等级如表1所示.

加拿大土壤质量指南[30]规定，ERL(效应范围低值，effects range Law)表示产生生态风险的概率为10%，ERM(效应范围中值，effects range media)表示产生生态风险的概率为50%. 各种PAHs单体的ERL和ERM如表1所示. 评估有机污染物的潜在生态风险[30]时，污染物浓度ERM，则表示经常产生生态危害.

1.5.2针对PAHs的综合生态风险评价

致癌性PAHs比重[16]的计算公式：

(1)

式中：∑Car-PAHs为致癌性PAHs比重，%；∑PAHs为16种PAHs的总浓度.

分析BaP毒性当量[24]时，将致癌性的PAHs的毒性均转化为BaP的毒性，以BaP的毒性来评估PAHs的总致癌性，其计算公式：

(2)

式中：Ci为16种PAHs单体的浓度；TEFi为对应PAHs单体的毒性当量，16种PAHs单体的TEFs值如表1所示.

表1 沉积物16种PAHs质量标准阈值、致癌性和毒性当量因子

1.6 数据处理方法

使用Excel 2010、Origin 2018软件进行数据统计、整理和图表制作.

2 结果与讨论

2.1 表层沉积物中正构烷烃的来源解析

图2 沉积物中短、中、长链正构烷烃占比三元图Fig.2 Ternary diagram of short, mid and long-chain n-alkanes concentrations in sediments

海洋沉积物中正构烷烃的来源比较复杂，该研究将正构烷烃分为三大类，即短链烷烃(nC11～nC20)、中链烷烃(nC21～nC26)和长链烷烃(nC27～nC36). 通常情况下认为，以nC15、nC17和nC19为主峰的短链烷烃来自水生(淡水和海洋)藻类和光合细菌的衍生脂类输入，以及原油、化石燃料等的不完全燃烧产物[28]；其中，水生藻类和细菌等低等生物来源的烷烃具有奇碳数优势，而石油类污染物则不具有明显的奇偶优势[11]. 中链烷烃主要来自淡水和海洋大型植物，以nC21、nC23和nC25为主峰，也具有奇碳数优势[35]. 长链烷烃则被认为来自于典型奇碳数优势的大型陆生高等植物输入，主峰有nC27、nC29和nC31[36]. 海洋中少量的硅藻和非光合细菌等生物体内也发现含有链长位于nC14～nC31之间的正构烷烃，但不具有奇偶优势[37]. 如图2所示，龙口湾、莱州湾和渤海湾沉积物中短链烷烃占比均在49%以上，说明该区域水生和陆生的大型植物输入量相对较少，水生藻类和光合细菌或石油烃类污染物贡献较大. 为了更好地探究龙口湾沉积物中有机物来源，该研究选择了7个正构烷烃的特征参数比值开展进一步研究，包括nC16指数〔w(∑C11-36)/w(nC16)〕、轻重烃比值〔LMW/HMW，w(∑nC11-21)/w(∑nC22-36)〕、碳优势指数〔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)〕、平均链长〔ACL25-33，[w(∑nCi)×i]/w(∑nCi)〕、天然正构烷烃比率〔NAR，w(∑nC19-32-2nC20-2nC22-2nC24-2nC26-2nC28-2nC30)/w(∑nC19-32)〕、陆海比〔TAR，w(nC27+nC29+nC31)/w(nC15+nC17+nC19)〕和海洋与水生输入比〔Pmar-aq，w(nC23+nC25)/w(nC23+nC25+nC27+nC29+nC31)〕，沉积物中7个正构烷烃的特征参数值如表2所示.

表2 沉积物中正构烷烃的特征参数值

因nC16很少出现在非石油污染的海洋生物源中，所以nC16指数可以作为有机物具有石油来源的较好指标. 如表2所示，nC16指数最大值出现在LK05站位，数值为20.76(小于30)，表示该站位样品受到石油污染. LMW/HMW也可以用来表示物质来源[11]. 结合上述两个特征参数得到图3，结果显示，所有研究站位的nC16指数均小于30，LMW/HMW均大于1，表示藻类和细菌贡献较大. 其中LMW/HMW接近1，说明高等植物和低等生物的双重贡献，但也可能具有石油污染. 南黄海和东海沉积物中LMW/HMW的平均值分别为0.73±0.46和0.44±0.22[28]，均低于笔者所得结果，说明除了海生、陆生生物质输入差异以外，龙口湾极可能还存在新鲜原油污染. LK01、LK02和LK05站位的LMW/HMW均大于2，可能是因为港口的船舶运输存在溢油风险，使得部分区域受到石油污染较重.

图3 正构烷烃的nC16指数与LMWHMW分析结果Fig.3 n-alkanes cross plots for nC16 index and LMWHMW

CPI指示正构烷烃在一定链长范围内是否具有奇偶碳数优势. 仅LK05站位的CPI15-21达到1.78，其余站位数值均小于1；CPI25-35的最大值为1.5，出现在LK02站位，而50%以上站位的CPI25-35值小于1. 这说明龙口湾沉积物的有机物存在天然来源(包括水生和陆生生物沉积)，但原油和化石燃料不完全燃烧的输入占主导地位(通常CPI<1)[14]. CPI值接近1，表明海洋微生物和再循环有机物的输入量较多[14]. 而LZ01站位的CPI25-35值大于2，说明该站位陆生植物的输入比例较大，但未达到典型的陆源高等植物输入比值. 如表2所示，龙口湾沉积物ACL25-33值的范围在27.84～29.32之间，莱州湾和渤海湾的ACL25-33值也与之相近，其变幅较小. ACL可以用来识别沉积物生态系统的环境变化，当系统中很少发生环境变化时ACL特征值趋于恒定，如该研究中龙口湾站位的ACL值变化不大，说明采样区域内生态系统没有发生较大环境变化. Ankit等[14]研究指出，在受陆源影响较大的河口地区，50%以上站位的CPI25-35值大于3，且CPI25-35与ACL25-33之间存在高度相关性(R=0.91，P<0.05). 但由图4可知，龙口湾沉积物中正构烷烃的CPI25-35与ACL25-33之间相关性不高(R2=0.377 4)，可能是因为沉积物中有机物不仅是高等植物输入这一个来源. 这可以进一步通过NAR值来验证， 有机物如果主要来自于海洋或陆地高等植物，NAR值应接近1，但在石油烃类污染物中NAR值接近0或小于0[14]，该研究中NAR值多为负数，说明龙口湾沉积物中有机质一定有石油烃类污染物.

TAR和Pmar-aq可以用于评估海洋、陆地有机质输入的比例. TAR值反映了长链烷烃与短链烷烃的比率，长链、短链烷烃分别代表了陆生高等植物和水生藻类、光合细菌两种有机物输入方式[12]. 龙口湾LK04、LK07站位的TAR值均大于1，表示正构烷烃有陆地高等植物碎片来源，这可能是因为所选站位离陆地较近，受到陆源输入的影响更大.Pmar-aq值反映了中链烷烃与中、长链烷烃的比率，可以代表水生植物和陆生高等植物的有机物输入比例. 通常情况下认为，Pmar-aq低值(0.01～0.3)指示陆源植物蜡质输入，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]. 龙口湾站位沉积物中较低的Pmar-aq值可以反映出陆地高等植物对有机物的主要贡献，仅LK05站位的Pmar-aq达到高值(0.74)，该位置很可能出现了大型海洋植物. Ankit等[14]研究也表明，河口TAR介于1.2～12.2之间，Pmar-aq介于0.1～0.4之间；而南黄海[11]所有站位的Pmar-aq均介于0.01～0.25之间，TAR均介于0.24～26.14之间(平均值为4.22)，都具有明显的陆源正构烷烃优势. 而且一般情况下，TAR和Pmar-aq成反比，且离陆地越近，相关系数应越高，表示陆源提供了高浓度的长链烷烃；相反，当TAR值降低、Pmar-aq值升高时，则反映出区域中海洋生产力逐渐提高[19]. 如图4(b)所示，该研究中TAR和Pmar-aq成反比(R2=0.295 6)，但龙口湾受石油污染的影响，降低了其正构烷烃中TAR和Pmar-aq之间的相关性. 所以，龙口湾沉积物中正构烷烃属于陆源、海源有机质和石油烃混合来源.

图4 正构烷烃的特征比值关系分析Fig.4 Parameters′ relationship of n-alkanes

2.2 表层沉积物中多环芳烃的来源解析

图5 沉积物中不同环数PAHs的占比Fig.5 The composition patterns of PAHs by rings size in the sediments

海洋沉积物中PAHs的来源与正构烷烃有所不同，大致可以分为3种来源，即原油、高温燃烧源和生物质成因. 通常认为，低分子量的PAHs(2～3环)主要来源于石油污染，而4环及以上环数的PAHs则来源于化石燃料高温燃烧的产物，并容易长期沉积[27]. 该研究中，龙口湾不同站位16种PAHs的总含量变化较大，范围为460.03～2 448.29 ng/g，平均值为 1 328.60 ng/g，最大值和最小值分别出现在LK02站位和LK05站位. 由图5可知，龙口湾各站位沉积物中2～3环PAHs的占比均超过了50%，初步判断龙口湾中存在石油污染. 其中，LK05站位2～3环PAHs的占比最高，达到77.12%，说明石油污染较为严重，这与2.1节中nC16指数等正构烷烃参数反映的结果一致. 目前PAHs分子比值法已成为识别和评估污染排放源使用最广泛的方法，该研究选取以下5个特征参数对沉积物中PAHs的来源进行识别.

轻重PAHs比值(∑LMW/∑HMW，其中，LMW包括2～3环PAHs，HMW包括4～6环PAHs)小于1时，通常说明PAHs受燃烧源的影响，而大于1则表示PAHs受石油污染或成土过程影响[27]. 如表3所示，龙口湾沉积物中∑LMW/∑HMW均大于1，甚至可以达到3.37，说明PAHs受到了石油污染的影响. 所有采样站位中，仅LZ01站位的∑LMW/∑HMW小于1，可能是因为该站点离岸距离较近，受燃烧源污染影响较重，主要包括工业烟尘、废气和机动车尾气中的PAHs，其进入大气后通过干、湿沉降进入海洋，最终沉积到海底沉积物中.

表3 PAHs的特征参数

图6 沉积物PAHs同分异构体的比值分析Fig.6 Cross plot of diagnostic for isomers of PAHs in sediments

综上，该研究同时参考了w(BaA)/w(BaA+Chr)和w(InP)/w(InP+BghiP)，对PAHs来源进行了全面分析. 对于w(BaA)/w(BaA+Chr)，小于0.20时意味着PAHs具有石油来源，大于0.35时意味着来源于生物质和煤的燃烧，介于0.20～0.35之间则意味着石油燃烧来源. 对于w(InP)/w(InP+BghiP)，小于0.20时表示PAHs石油来源，在0.20～0.50之间时表示石油燃烧源，大于0.50则表示生物质和煤燃烧的贡献更大[28]. 如图6所示，龙口湾所有站位的w(BaA)/w(BaA+Chr)均小于0.20，w(InP)/w(InP+BghiP)在0.49～0.53区间内变化不大，这也说明了在海洋开发活动影响下，龙口湾沉积物中PAHs属于石油和燃烧源的混合来源. 莱州湾和渤海湾站位的w(InP)/w(InP+BghiP)在0.50～0.52范围内，具有与龙口湾相似的PAHs来源.

2.3 沉积物的生态风险评价

PAHs对生物具有毒性、生物富集性和致癌、致畸等遗传性的危害. 目前对于海洋沉积物中石油烃污染物的生物危害研究主要集中在PAHs等持久性有机物方面[28,38]. 在荷兰Maliszewska[29]建立的分类标准下，龙口湾LK01、LK02和LK04站位沉积物中的PAHs总量达到重度污染水平(>1 000 ng/g)，LK03、LK06和LK07站位为中度污染水平(600～1 000 ng/g)；对照组中LZ01、LZ13和BH08站位也达到重度污染，其中BH08站位的PAHs总量最大，为 4 971.17 ng/g. 南黄海和东海沉积物中PAHs含量平均值分别为825和771 ng/g[28]，黄河口沉积物中PAHs含量平均值仅为122.92 ng/g[24]，说明整个环渤海湾范围内，海上油田开采和航运向海洋注入了PAHs，海洋沉积物中PAHs的污染较严重.

虽然环境介质中PAHs多以混合物形式存在，但不同芳烃单体产生的生物危害有所不同. 低分子量(2～3环)PAHs易挥发、溶解，对生物易产生急性毒性；而高分子量(4～6环)PAHs则表现为致畸、致癌等遗传性毒害. 为了评估PAHs单体对环境中生物的潜在危害，将16种PAHs含量与加拿大土壤质量指南(SQGs)进行比较，这是评估土壤/沉积物污染水平的重要工具[30]. 将16种PAHs的ERL、ERM与龙口湾中其各单体含量进行对比(见表4)发现，对于低分子量的PAHs，龙口湾各站位中Nap含量均未超过ERL，表示龙口湾海域内其潜在生态危害极小；其余5种 PAHs(Acy、Ace、Flu、Phe和Ant)的含量均低于ERM值，表明某些站位偶尔会产生生态危害. 对于高分子量的PAHs，龙口湾各站位中PAHs单体含量均低于ERL，说明龙口湾内Fla、Pyr等10种4环以上的PAHs极少产生负面生态效应.

表4 沉积物16种PAHs单体评价结果

王连生等[31]研究指出，BaA、Chr、BbF、BkF、BaP、DbahA、BghiP和InP这8种PAHs具有致癌性，可以统称为致癌性PAHs(Car-PAHs)[16]，其各自致癌等级见表1. 龙口湾沉积物中Car-PAHs含量的最高值出现在LK02站位，为595.48 ng/g，各站位∑Car-PAHs范围为9.35%～28.18%. 在Car-PAHs中BaP的致癌性最高，所以BaP毒性当量(TEQBaP)[24]也可用于评估由PAHs污染引起的总生态风险.

图7 龙口湾沉积物的BaP毒性当量Fig.7 BaP toxicity equivalent of sediments in Longkou Bay

龙口湾沉积物TEQBaP的分析结果(见图7)显示，其范围为11.57～138.61 ng/g，平均值为70.98 ng/g，加拿大土壤质量指南规定土壤中的Bap的安全水平为700 ng/g[39]，龙口湾站位均处于安全水平. 对照组中仅BH08站位的TEQBaP值较高，达到2 219.13 ng/g，其他3个站位与龙口湾的TEQBaP数值相近，很可能是因为BH08站位靠近海上油田，开采过程中受到溢油污染的影响. 这说明在当前的经济开发活动下，龙口湾沉积物中PAHs具有一定的潜在毒性，目前尚处于安全水平范围内.

3 结论

a) 龙口湾沉积物中正构烷烃属于陆源、海源有机质和石油烃混合来源. 龙口湾表层沉积物中短链正构烷烃的占比在49%以上，且特征参数比值中，CPI25-35、TAR和Pmar-aq均指示整体海域正构烷烃的海源性输入较多，且浮游动植物贡献较大；nC16指数、LMWHMW、CPI15-21、ACL25-33和NAR分析结果表明，海洋开发活动造成了石油类污染物的输入.

b) 龙口湾沉积物中2环、3环PAHs的占比均超过了50%；PAHs总含量范围为460.03～2 448.29 ngg，平均值为1 328.60 ngg，86%站位的PAHs达到中度、重度污染. PAHs的∑LMW∑HMW和同分异构体比值分析表明，在海洋开发活动影响下，龙口湾沉积物中PAHs属于石油和燃烧源的混合来源.

c) 以PAHs单体含量为基础，与加拿大土壤质量指南比较发现，低分子量PAHs(Acy、Ace、Flu、Phe和Ant)偶尔会产生生态危害，高分子量PAHs极少产生负面生态效应. 通过∑Car-PAHs和TEQBaP两种方法进行沉积物生态风险评价，表明在当前的经济开发活动下，龙口湾沉积物中PAHs具有一定的潜在毒性，但尚处于安全水平范围内.