芜湖市沉积物-水体PAHs扩散行为研究

徐 红,汪 青,2*,华德武,程 建,董晓宁



芜湖市沉积物-水体PAHs扩散行为研究

徐 红1,汪 青1,2*,华德武1,程 建1,董晓宁1

(1.安徽师范大学地理与旅游学院,安徽 芜湖 241003；2.江淮流域地表过程与区域响应安徽省重点实验室,安徽 芜湖 241003)

为研究芜湖市不同功能区景观水体多环芳烃(PAHs)在沉积相-水相之间的扩散行为,于2017年2月选择芜湖市25处景观水体采集沉积物和水样品,对美国环保署(EPA)列为优先控制污染物的16种PAHs进行检测,运用逸度方法、响应系数进行分析.分别考虑有机碳(OC)、BCCTO(化学热氧化法测定的黑碳)和BCCr(湿化学氧化法测定的黑碳)在不同浓度(实测值、最低值、平均值、最大值)情况下对PAHs在沉积相-水相间扩散的影响.结果表明,中低环(2~4环)PAHs表现出向水相扩散,沉积物作为PAHs的二次污染源,高环(5~6环)PAHs表现出向沉积相扩散,沉积物作为PAHs的汇;随着OC和黑碳(BC)含量的增加,PAHs倾向于向沉积相扩散,且倾向程度是BCCr>BCCTO>OC,表明BC在PAHs的沉积物-水扩散过程中起重要的作用.响应系数结果表明中低环PAHs的逸度分数(ff)对OC、BCCTO和BCCr浓度变化的敏感度较弱,高环PAHs的ff对OC、BCCTO和BCCr浓度变化的敏感度较强,且敏感度强弱依次是BCCr>BCCTO>OC.沉积相-水体的扩散过程研究揭示了PAHs在水环境中迁移扩散的重要机理,可为环境污染的科学治理提供依据.

多环芳烃；扩散；沉积物-水界面；逸度方法；响应系数；芜湖

多环芳烃(PAHs)是普遍存在于环境中的一类具有致癌、致畸、致突变[1-2]等作用的持久性有毒有机污染物.其来源十分广泛,包括自然来源和人为来源两大方面.自然来源[3-4]主要指森林火灾、火山爆发、生物合成等;人为来源[5]主要指石油泄漏、化石燃料的燃烧排放、交通污染等. PAHs具有难降解性,同时能够在环境各介质中进行迁移和转换,使其毒性不断地进行富集而威胁人类健康.近年来, PAHs的扩散行为受到国内外学者的广泛关注.已有研究着重关注PAHs在土壤-空气[6]、水-空气[7-8]、气相-悬浮颗粒相[9]之间的交换行为、分配特征和扩散机理.但是目前对PAHs在沉积物-水体间扩散行为的研究尚有不足.水体是PAHs环境过程的一个重要的介质, PAHs在水体各相之间不断进行迁移和转换.研究表明有机碳[10-11](OC)和黑碳[12-13](BC)因其对憎水性有机污染物具有较大的吸附作用,能够吸附大量PAHs,从而使有机质含量较高的土壤和底泥成为PAHs污染物的汇[14-15],但相关研究指出沉积物中PAHs在特定条件下可能成为二次污染源[16].

Lewis[17]将污染物从一个介质向另一个介质扩散的过程定义为逸度. Mackay[18]将其引入到环境多介质中来探讨有机污染物在环境各介质中的逃逸过程.当两种介质中污染物的值相等时,表明污染物在两种介质中处于平衡状态,相对比较稳定不会逃逸.相反则会逃逸,且污染物会从值高的介质向值低的介质中逃逸. Wang等[19]、张玉凤等[20]、崔嵩等[21]运用逸度方法对水体各相间PAHs扩散进行了初步探索,刘大超[22]等人进而运用逸度方法探讨巢湖流域有机碳和黑碳对沉积物-水相PAHs扩散行为的影响,指出了有机碳和黑碳浓度变化会影响PAHs在沉积相-水相之间的扩散,表明沉积物作为二次污染源的可能性.但并未对黑碳含量进行实际测量,也没有考虑到不同形态黑碳的含量对其扩散行为影响的差异.因此,本文运用逸度方法分析PAHs在沉积物-水体间的扩散行为,并同时考虑不同浓度OC及不同形态和浓度BC对PAHs扩散行为的影响.试图了解其扩散机制和迁移规律,分析沉积物作为水环境中有机污染物二次污染源的可能性,为城市水体污染治理提供科学合理的依据.

1 材料与方法

1.1 采样点介绍

芜湖市位于安徽省东南部、长江中下游平原地区,是沿江码头城市.近年来,芜湖市环境污染问题不断加重,特别是工业生产过程中大量化石燃料的燃烧排放和交通排放的PAHs污染物.本课题组于2017年2月份,采集芜湖市工业区、商业区、住宅区、文教区等共25处景观水体样点的沉积物(表层沉积物30cm厚度)和水体(枯水季,表层水下20~50cm高度)样品,见图1.采集的水样用干净棕色瓶装运实验室,过滤后及时分析;沉积物运回实验室风干、碾磨、过100目冷冻保存.

图1 芜湖市采样点

1.2 样品前处理

水相PAHs: 过滤后水样用C18固相SPE小柱吸附水样中的PAHs,流速:15mL/min.用二氯甲烷:正己烷(体积比3:7)淋洗出PAHs,加入20μL替标(氘代三联苯)旋转浓缩后,加入20μL 5种氘代内标混合液(D8-Nap、D10-Ace、D10-Phe、D12-Chr、D12-Per),上机检测.

沉积相PAHs:称取约2g沉积物,加入适量的铜粉和无水硫酸钠,用70mL二氯甲烷:丙酮(体积比1:1)的混合溶液在65℃下提取20h,加入20μL回收率指示物氘代三联苯,旋转浓缩后,过硅胶-中性氧化铝层析柱(无水硫酸钠:中性氧化铝:硅胶,2cm: 4cm:8cm).用正己烷淋洗烷烃组分,再加入二氯甲烷和正己烷的混合溶液(体积比3:7)洗脱PAHs组分,旋转浓缩后加入20μL 5种氘代内标混合液(D8-Nap、D10-Ace、D10-Phe、D12-Chr、D12-Per),上机检测.

BC:运用化学热氧化法和湿化学氧化法2种方式获得BC,分别为BCCTO和BCCr.BC是由生物质和化石燃料的不完全燃烧产生的一系列富碳物质,包括生物质、炭化物质、木炭、烟炱等,其中BCCTO主要以烟炱为主,BCCr不仅包括烟炱还包括木炭部分[23].BCCTO:称取约1g经盐酸处理过的沉积物样品,马弗炉中375℃加热24h.BCCr:称取约2g上述样品,加入15mL 1mol/LK2Cr2O7:2mol/LH2SO4(体积比1:1)的混合溶液,水浴锅55℃加热60h(期间加入上述混合溶液至少2次),用超纯水清洗3次后烘干.两种方式获得的样品用重铬酸钾氧化法测定TOC含量,来计算BC含量.

1.3 GC-MS分析

1.4 质量控制与质量保证

按照 US EPA 方法,对样品中PAHs的检测进行严格的质量控制与质量保证,具体包括测定平行样、实验空白样、现场空白样、基质加标样等.加入替标以控制整个实验分析过程中的回收率.沉积相的回收率为76.34%~120.14%,水相的回收率为75.81%~118.53%.对结果进行空白和回收率校正.通过替标(D14-p-三联苯)来校正仪器偏差以及样品定容、转移等操作的误差,利用5种氘代内标混合液来校正PAHs的含量.

1.5 逸度分数计算

依据两介质中逸度值的比率来判断污染物的逃逸方向,计算公式如下[24]:

式中:s是沉积相逸度,Pa;w是水相逸度,Pa;s是沉积物中PAHs单体浓度,ng/g;w是水相PAHs单体浓度,ng/L,由于高环PAHs未检出用方法检出限代替;s是沉积相中逸度容量,mol/(m3·Pa);w是水相中逸度容量,mol/(m3·Pa);ρ是沉积物密度,kg/m3,取值1500kg/m3[25];是亨利常数;oc是有机碳含量,g/g;oc是有机碳归一化指数,根据logoc= 0.921logow-0.23[26]求出,ow是辛醇-水分配系数[19].

当s/w>1时表明污染物从沉积相向水相扩散;当s/w<1时表明污染物从水相向沉积相扩散;当s/w=1时表明污染物在两种介质中处于相对稳定的状态.为了可以进行细微差别之间的比较,引出逸度分数(ff),使所有结果控制在0~1之间.将上式进行转化如下:

当ff=0.5时表示污染物在2种介质中处于相对平衡状态;当ff<0.5,表示污染物从水相向沉积相扩散,表明沉积物作为污染物的汇;当ff>0.5表示污染物从沉积相向水相扩散,表明沉积物做为污染物的二次污染源[21,27].

由于逸度分数是由逸度值计算出来的,由swococs这几个参数决定,oc是由ow决定的.其中s、w、ow这3个参数在测量时就会存在一定的误差,因此需要计算ff的不确定度uff.

有文献记载,ff的RSD(相对标准偏差)为40%[19],60%[28]和80%[22],即ff的范围为ff=0.5+ 0.2/0.3/0.4,由于RSD主要由上述三个参数来计算,当考虑的参数越多时,RSD的值会越大,本文没有计算污染物的RSD,采用了前人研究的RSD为80%[22],即认为当ff>0.9时表明污染物从沉积相向水相扩散;当0.1

研究表明,环境中OC会吸附大量PAHs[28],BC也会吸附大量的PAHs[10,23],且很多研究表明BC对PAHs的吸附性能要大于OC对PAHs的吸附性能[10,13].因此,在考虑PAHs从沉积相向水相扩散的过程中,考虑BC在其中的作用十分必要.将上式中仅考虑到OC改进为同时考虑OC和BC,公式如下:

式中:sw是指在BC参与下有机物在沉积物—水体之间的分配常数;oc是OC浓度;bc是BC标准化分配系数,根据logbc=1.09logow+1.41[20,22,29]求出;bc是BC浓度,其中本文OC的浓度按TOC的浓度减去BC的浓度来计算.

1.6 响应系数计算

在OC、BCCTO和BCCr一定的情况下,PAHs的理化性质会影响其在沉积相-水相的扩散.对于PAH单个化合物来说,其理化性质也大致相同.当OC、BCCTO和BCCr浓度变化时,PAH的逸度分数差异明显.为此,引入了响应系数RC[21],进一步探讨OC、BCCTO和BCCr浓度变化对PAHs在沉积相-水相扩散的影响.

式中:ffmax、ffmin和ffmean分别为OC、BCCTO和BCCr取最大值、最小值和平均值时所得到的逸度分数.RC越大表明PAHs在沉积相-水相的扩散对OC、BCCTO和BCCr越敏感.

2 结果与讨论

2.1 沉积相和水相中PAHs的浓度特征

芜湖市景观水体PAHs的浓度在不同功能区的具体分布见表1和图1.沉积相中16种PAHs的浓度范围是 43.34~6346.56ng/g,平均值是1308.11ng/g.其中最高点出现在汀棠,经实地考察近几年汀棠周围大面积修路,大量的沥青和建筑垃圾使得汀棠中PAHs污染严重.最低值出现在花津河,花津河位于文教区,区域内人类生产生活排放较少,因此PAHs污染相对较轻.水相中16种PAHs的浓度范围是28.52~70.54ng/L,平均浓度是40.74ng/L.对于PAHs单体化合物来说,沉积相中Fla的浓度最高,水相中Nap的浓度最高,主要是由PAHs的特性导致的.

表1 不同功能区沉积相和水相中16种PAHs的浓度

2.2 芜湖市景观水体PAHs沉积物-水体的扩散行为

水体中PAHs在沉积相-水相之间的扩散行为主要由污染源、界面浓度、水动力条件[30-31]、PAHs的理化性质及沉积物和水体的理化性质所决定[9]. Zhou等在1999年研究了Humber河流,指出有机碳含量对PAHs在颗粒相和水相间的分配具有重要影响[32].华德武等[10]、费佳佳等[11]也指出OC和BC对PAHs的迁移扩散具有重要影响.因此,OC和BC必然成为研究其扩散行为所关注的重点.一方面,OC和BC对不同的PAHs化合物的吸附作用不同.另一方面,就同一PAHs化合物而言,不同浓度的OC和BC对其吸附作用也存在差异.

2.2.1 不同浓度OC对PAHs沉积物-水体扩散行为的影响 根据各采样点OC的实测浓度,选择oc的实测值、最小值、平均值和最大值分别计算ff,计算结果见图2.由于Nap的化学性质较不稳定、易挥发,在实验过程中容易带来误差,所以在下文中Nap不参与分析.总体来说,PAHs在沉积相-水相之间扩散的ff随OC含量的增加而降低,表明OC浓度影响了PAHs在沉积相-水相之间的扩散,且沉积物中OC浓度越高,PAHs越倾向于从水相向沉积相扩散.就多环芳烃各组分来说,当oc取最小值时,低环PAHs的ff>0.9占全部样点15种PAHs组分的95.2%,0.10.9占92%,0.10.9占72.6%,0.1

当oc取平均值时,低环PAHs的ff>0.9的占比从95.2%下降到84%,0.10.9的占比从92%下降到77%,0.10.9从72.6%下降到34.6%,0.1

当oc取最大值时,低环PAHs的0.10.9从84%下降到76%,中环PAHs的0.10.9从77%下降到64%, ff<0.1从0%增加到1%;高环PAHs的0.10.9从34.6%下降到21.3%,ff<0.1从0增加到4%.表明高环PAHs已经转变为从水向沉积物扩散,而且中低环也开始转变为平衡状态.

以上结果表明,一方面,苯环数越多,PAHs的亲脂性、疏水性就越强,其扩散行为就越易受到有机碳含量的影响.另一方面,随着有机碳含量增加,PAHs倾向于向沉积相扩散[22].

图(A)中oc取值为各采样点的实际oc浓度;图(B)中oc取值为各采样点oc浓度的最小值; 图(C)中oc取值为采样点oc浓度的平均值;图(D)中oc取值为采样点oc浓度的最大值

2.2.2 不同浓度BCCTO对PAHs沉积物-水体扩散行为的影响 根据各采样点的实测BC数据,分别选择实测值、最小值、平均值和最大值来计算逸度分数ff,结果如图3所示.当BCCTO取最小值时,低环PAHs的ff中有60%是介于0.1~0.9,36.8%的ff>0.9, 3.2% ff<0.1.表明低环很大比例是从沉积相向水相扩散,沉积物作为二次污染源.中环PAHs中有15%的ff >0.9,79%的ff介于0.1~0.9之间,表明中环PAHs在沉积相和水相之间处于一种平衡状态.高环PAHs中有68%的化合物ff介于0.1~0.9之间,有31.3%的化合物ff<0.1,0.6%的ff >0.9,表明高环PAHs倾向于从水相向沉积相扩散,与高环PAHs较强的亲脂性和疏水性相吻合.

当BCCTO取值实测平均值时,低环PAHs有4%的化合物ff<0.1,0.10.9从36.8%下降到18.4%.中环PAHs的ff>0.9从15%下降到6%,ff0.1从6%增加到15%.高环PAHs的ff<0.1的从31.3%增加到51.3%,0.1

当BCCTO取实测最大值时,低环PAHs的ff<0.1从4%增加到10.4%,ff>0.9从18.4%下降到9.6%.中环PAHs的ff<0.1从15%增加到24%,0.10.9从6%下降到2%.高环PAHs的ff<0.1从51.3%增加到73.4%,0.1

随着BCCTO浓度的增加,PAHs越来越倾向于从水相向沉积相扩散,不仅体现了沉积物作为二次污染源,还表现出BCCTO对PAHs在沉积相-水相之间扩散的作用.组成BCCTO的主要物质是烟炱[21],表明烟炱作为一种特殊有机质对PAHs在沉积相-水相之间的扩散会有一定的影响.

图(A)中oc取值为各采样点的实际oc浓度;图(B)中oc取值为各采样点oc浓度的最小值; 图(C)中oc取值为采样点oc浓度的平均值;图(D)中oc取值为采样点oc浓度的最大值

2.2.3 不同浓度BCCr对PAHs沉积物-水体扩散行为的影响 分别选择BCCr的实测值、最小值、平均值和最大值计算PAHs的ff(见图4).当BCCr取最小值时,低环PAHs化合物中1.6%的ff<0.1,49.6%的0.10.9.中环PAHs的ff<0.1占5%,0.10.9的占20%.高环PAHs化合物的ff<0.1的占19.3%,0.10.9的占2%.

当BCCr取平均值时,低环PAHs化合物的ff<0.1从1.6%增加到15.2%,0.10.9的占8%.中环PAHs化合物ff<0.1的占比从5%增加到31%,0.10.9的从20%下降到2%.高环PAHs化合物ff<0.1的从19.3%增加到78.6%,0.10.9为0%.

当BCCr取最大值时,低环PAHs化合物的ff<0.1从15.2%增加到25.6%,0.10.9从8%下降到4.8%;中环PAHs的ff<0.1从31%增加到53%,0.1

在沉积相-水相中,当BCCr取最小值时,低环PAHs倾向于向从沉积相向水相扩散,中高环PAHs在沉积相-水相中保持一个平衡状态;当BCCr取平均值时,中低环PAHs在沉积相-水相中保持平衡状态,高环PAHs倾向于从水相向沉积相扩散.当BCCr取最大值时,低环PAHs保持平衡状态,中高环PAHs从水体向沉积物扩散.以上结果表明,一方面随着BCCr含量的增加,中高环PAHs更加倾向于水体向沉积物汇集,沉积物成为PAHs的汇.另一方面,在促成PAHs沉积物-水界面扩散方向发生转变上,BCCr在同等情况下比BCCTO表现得更为明显、程度更大.

图(A)中oc取值为各采样点的实际oc浓度;图(B)中oc取值为各采样点oc浓度的最小值; 图(C)中oc取值为采样点oc浓度的平均值;图(D)中oc取值为采样点oc浓度的最大值

OC、BCCTO和BCCr的浓度对PAHs在沉积相-水相间的扩散过程均有一定的影响,从计算结果来看,BC对PAHs的影响要大于OC对其影响.两种不同形态的BC比较结果既有共性也有不同点.共同的规律都是随着BC含量的增加,PAHs尤其是中高环PAHs多从水相向沉积相扩散.但是从ff的计算结果来看,BCCr对PAHs在沉积相-水相的扩散过程中起到了更加明显的作用,一方面是由于BCCr所包含的BC的含量大于BCCTO,另一方面,由于BCCTO主要以烟炱为主,BCCr不仅有烟炱还包含木炭部分,表明木炭在吸附PAHs方面起重要作用,从而更有利于沉积物成为PAHs的汇.

2.2.4 不同来源PAHs扩散的空间差异 综上所述,低环PAHs在沉积相-水相间扩散的ff空间差异较小,中高环PAHs扩散的空间差异性较大.表明低环PAHs的扩散行为较为相似,中高环PAHs的扩散行为空间差异性明显.为了反映出中高环PAHs的实际扩散情况,为芜湖市水体生态风险评估和水污染治理提供更加科学合理的依据,选择各样点的实测OC、BC值计算PAHs化合物的ff,并选择环境中来源不同的Pyr、Chr、Bap进行详细论述(Pyr、Chr以煤燃烧来源为主[33];Bap以炼焦和机动车尾气排放为主[34-35]),见图5.

由图5可见,不同的PAHs化合物扩散行为存在空间差异,不同形态BC对PAHs化合物扩散行为的影响也不同.25处采样点中,BCCr作用下Pyr在住宅区ff>0.9,表明Pyr主要从沉积相向水相扩散,沉积物作为PAHs的二次污染源;文教区基本处于平衡状态.住宅区基本上处于平衡状态或由水相向沉积相扩散;工业区和商业区都处于平衡状态.BCCTO对Pyr在不同功能区扩散行为的影响与BCCr差异不明显.Chr在不同功能区的扩散行为与Pyr较为相似,主要因为Pyr和Chr在环境中的来源相同,都是煤燃烧来源指示物,因此其在沉积相-水相之间的扩散行为也大致相近.

文教区:1~9号样点;住宅区:10~17号样点;工业区:18~20号样点;商业区:21~25号样点

Bap作为环境中的致癌因子化合物,其在环境中的分布受到广泛关注.因此在沉积相-水相间的扩散行为也值得研究.由图5可见Bap的扩散行为在不同功能区之间差异明显,不同形态BC对其扩散行为的影响也比较大.在商业区,BCCr作用下Bap的ff<0.1,从水体向沉积物扩散;BCCTO作用下0.1

2.3 PAHs化合物的ff对不同浓度OC和BC的响应系数

由图6可见,中低环(2~4)PAHs的ff对OC、BCCTO和BCCr浓度变化的敏感度较弱,高环PAHs的ff对OC、BCCTO和BCCr浓度变化的敏感度较强,这与PAHs的特性有很大关系,PAHs具有亲脂性和疏水性,低环PAHs的疏水性较弱且具有较低的ow,导致ff对OC、BCCTO和BCCr的敏感性较弱.同时可见PAHs的ff对OC、BCCTO和BCCr浓度变化的敏感度不同,且敏感度强弱依次是BCCr>BCCTO>OC.响应系数表明PAHs在沉积相-水相扩散过程中BC比OC起到了更加明显的作用,且BCCr的作用大于BCCTO,对深入理解PAHs沉积物-水界面过程有着重要启示作用.

3 结论

3.1 PAHs在沉积相-水相之间扩散的ff随oc的增加而降低.以高环PAHs为例,当oc取最小值时, ff>0.9占比72.6%;当foc取平均值时,ff>0.9占34.6%;当oc取最大值时,ff>0.9占21.3%.表明随着沉积物oc增加,在沉积相-水相扩散过程中,PAHs倾向于向沉积物扩散.

3.2 随着BCCTO和BCCr含量的增加,PAHs更加倾向于从水相向沉积相扩散,当BCCTO取平均值时, ff<0.1占51.3%,当BCCr取平均值时,ff<0.1占78.6%,且表明BCCr对PAHs的ff影响更加明显,更好地反映PAHs沉积物-水界面扩散行为.

3.3 中低环(2-4)PAHs的ff对OC、BCCTO和BCCr浓度变化的敏感度较弱,高环PAHs的ff对OC、BCCTO和BCCr浓度变化的敏感度较强,且敏感度强弱依次是BCCr>BCCTO>OC.表明PAHs在沉积相-水相扩散过程中BC比OC起到了更加明显的作用, BCCr的作用大于BCCTO.

[1] Adeleye A O, Jin H, Di Y, et al. Distribution and ecological risk of organic pollutants in the sediments and seafood of Yangtze Estuary and Hangzhou Bay, East China Sea [J]. Science of the Total Environment, 2016,541:1540-1548.

[2] 昌 盛,耿梦娇,刘 琰,等.滹沱河冲洪积扇地下水中多环芳烃的污染特征 [J]. 中国环境科学, 2016,36(7):2058-2066.

[3] 陈 刚,周潇雨,吴建会,等.成都市冬季PM2.5中多环芳烃的源解析与毒性源解析 [J]. 中国环境科学, 2015,35(10):3150-3156.

[4] 毕丽玫,郝吉明,宁 平,等.昆明城区大气PM2.5中PAHs的污染特征及来源分析 [J]. 中国环境科学, 2015,35(3):659-667.

[5] Keyte I J, Harrison R M, Lammel G. Chemical reactivity and long-range transport potential of polycyclic aromatic hydrocarbons--a review [J]. Chemical Society Reviews, 2013,42(24):9333-9391.

[6] Chen Y, Zhu L, Zhou R. Characterization and distribution of polycyclic aromatic hydrocarbon in surface water and sediment from Qiantang River, China [J]. Journal of Hazardous Materials, 2007, 141(1):148-155.

[7] Chen Y, Lin T, Tang J, et al. Exchange of polycyclic aromatic hydrocarbons across the air-water interface in the Bohai and Yellow Seas [J]. Atmospheric Environment, 2016,141:153-160.

[8] Odabasi M, Cetin B, Demircioglu E, et al. Air-water exchange of polychlorinated biphenyls (PCBs) and organochlorine pesticides (OCPs) at a coastal site in Izmir Bay, Turkey [J]. Marine Chemistry, 2008,109(1/2):115-129.

[9] 朱青青,张 宪,董姝君,等.大气中持久性有机污染物在气相和颗粒相中的分配特征研究进展 [J]. 环境化学, 2014,1(10):1629-1636.

[10] 华德武,汪 青,徐 红,等.芜湖市交通区表层土壤多环芳烃与黑碳研究 [J]. 中国环境科学, 2018,38(6):2253-2263.

[11] 费佳佳,张枝焕,万甜甜,等.有机碳含量对多环芳烃在土壤剖面残留及迁移的影响 [J]. 环境科学, 2017,38(9):3871-3881.

[12] Agarwal T, Bucheli T D. Is black carbon a better predictor of polycyclic aromatic hydrocarbon distribution in soils than total organic carbon [J]. Environmental Pollution, 2011,159(1):64-70.

[13] 张俊叶,俞 菲,杨靖宇,等.南京城市林业土壤多环芳烃累积特征及其与黑炭的相关性 [J]. 南京林业大学学报(自然科学版), 2018, 42(2)75-80.

[14] 邢 颖,吕永龙,刘文彬,等.中国部分水域沉积物中多氯联苯污染物的空间分布、污染评价及影响因素分析 [J]. 环境科学, 2006,27(2):38-44.

[15] 倪进治,陈卫锋,杨红玉,等.福州市不同功能区土壤中多环芳烃的含量及其源解析 [J]. 中国环境科学, 2012,32(5):921-926.

[16] Bozlaker A, Muezzinoglu A, Odabasi M. Atmospheric concentrations, dry deposition and air-soil exchange of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in an industrial region in Turkey [J]. Journal of Hazardous Materials, 2008,153(3):1093-1102.

[17] Lewis G N. The law of physico-chemical change. Proceedings of the American Academy of Sciences, 1901, 37: 49.

[18] Mackay D. Finding fugacity feasible, fruitful, and fun [J]. Environmental Toxicology & Chemistry, 2004,23(10):2282–2289.

[19] Wang D G, Alaee M, Byer J, et al. Fugacity approach to evaluate the sediment-water diffusion of polycyclic aromatic hydrocarbons [J]. Journal of Environmental Monitoring, 2011,13(6):1589-1596.

[20] 张玉凤,杨 萌,宋永刚,等.基于逸度方法的辽东湾海水-沉积物中多环芳烃扩散行为 [J]. 环境科学研究, 2017,30(10):1561-1569.

[21] 崔 嵩,付 强,李天霄,等.松花江干流PAHs的底泥-水交换行为及时空异质性 [J]. 环境科学研究, 2016,29(4):509-515.

[22] 刘大超,徐秋萍,张 浏,等.基于逸度方法评价巢湖流域PAHs在水体-沉积物间扩散过程 [J]. 环境科学学报, 2018,38(3):930-939.

[23] Wang Q, Zhang P J, Liu M, et al. Mineral-associated organic carbon and black carbon in restored wetlands [J]. Soil Biology & Biochemistry, 2014,75:300-309.

[24] 唐纳德·麦凯著,黄国兰,等译.环境多介质模型: 逸度方法 [M]. 北京:化学工业出版社, 2007.

[25] Karickhoff S W, Brown D S, Scott T A. Sorption of hydrophobic pollutants on natural sediments [J]. Water Research, 1979,13(3):241- 248.

[26] 汪 青.上海城市大气颗粒物PAHs及其干湿沉降研究 [D]. 上海:华东师范大学, 2016.

[27] Cui S, Fu Q, Li T X, et al. Sediment-Water Exchange, Spatial Variations, and Ecological Risk Assessment of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs) in the Songhua River, China [J]. Water, 2016,8(8):334-356.

[28] 韩贝传,王思敬.边坡倾倒变形的形成机制与影响因素 [J]. 工程地质学报, 1993,7(3):1-4.

[29] Sandra R, Barendv D, Jordi D, et al. Influence of soot carbon on the soil-air partitioning of polycyclic aromatic hydrocarbons [J]. Environmental Science & Technology, 2003,37(12):2675-2680.

[30] Hu L, Shi X, Qiao S, et al. Sources and mass inventory of sedimentary polycyclic aromatic hydrocarbons in the Gulf of Thailand: Implications for pathways and energy structure in SE Asia [J]. Science of the Total Environment, 2016,575:982-995.

[31] 研究 [D]. 南京:南京大学, 2017.

[32] Zhou J L, Fileman T W, Evans S, et al. The partition of fluoranthene and pyrene between suspended particles and dissolved phase in the Humber Estuary: a study of the controlling factors [J]. Science of the Total Environment, 1999,243:305-321.

[33] Bragato M, Joshi K, Carlson J B, et al. Combustion of coal, bagasse and blends thereof Part II: Speciation of PAH emissions [J]. Fuel, 2011,90(7):51-58.

[34] Guarieiro A L N, Santos J V D S, Eiguren-Fernandez A, et al. Redox activity and PAH content in size-classified nanoparticles emitted by a diesel engine fuelled with biodiesel and diesel blends [J]. Fuel, 2014, 116(1):490-497.

[35] Mu L, Peng L, Cao J, et al. Emissions of polycyclic aromatic hydrocarbons from coking industries in China [J]. Particuology, 2013,11(1):86-93.

Sediment-water diffusion of PAHs in Wuhu city, China.

XU Hong1, WANG Qing1,2*, HUA De-wu1, CHENG Jian1, DONG Xiao-ning1

(1.School of Geography and Tourism, Anhui Normal University, Wuhu 241003, China；2.Key Laboratory of Earth Surface Processes and Regional Response in the Yangtze-Huaihe River Basin, Wuhu 241003, China)., 2018,38(8)：3094~3103

In order to study the diffusion of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) between sediment and water in landscape waters of different functional areas in Wuhu, 25landscape water in Wuhu were selected to collect sediment and water samples in February 2017, 16kinds of PAHs listed as Priority Control Pollutants by the US Environmental Protection Agency (EPA) were tested and analyzed by fugacity method and response coefficient. The effects of total organic carbon (TOC), BCCTO(black carbon measured by chemical thermal oxidation) and BCCr(black carbon determined by wet chemical oxidation) were investigated at different concentrations (measured value, lowest value, average value, maximum value). The results showed that 2-4rings PAHs were diffused from sediment to aqueous, and the sediments were secondary sources of PAHs. 5~6rings PAHs were diffused from aqueous phases to sediment. With the increase of the concentrations of TOC and BC, PAHs tended to diffuse into sediments and the order of sensitivity was BCCr> BCCTO> OC. The diffusion process of sediment-water revealed the important mechanism of migration and diffusion of PAHs in water environment, which could provide basis for the scientific management of environmental pollution.

PAHs；diffusion；sediment-water interface；fugacity approach；response coefficient；Wuhu

X834

A

1000-6923(2018)08-3094-10

徐 红(1994-),女,安徽合肥人,安徽师范大学地理与旅游学院硕士研究生,主要从事城市水体有机污染物研究.

2018-01-22

安徽省自然科学基金资助项目(1608085QD84);国家自然科学基金资助项目(41101502,41730646);安徽师范大学研究生科研创新与实践项目(2018kycx050)

* 责任作者, 副教授, ahnuwq@mail.ahnu.edu.cn