多环芳烃课件.docx

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多环芳烃课件

1.多环芳烃概述

1.1多环芳烃的物理化学性质

多环芳烃是指由两个或两个以上的芳环稠合在一起的一类化合物，包括萘、蒽、菲、芘等150余种化合物，是一类广泛存在于环境中的有机污染物，也是最早被发现和研究的化学致癌物。

英文全称Polycyclicaromatichydrocarbons，简称PAHs。

由于其毒性、生物蓄积性和半挥发性并能在环境持久存在，而被列入典型持久性有机污染物（POPs）。

1976年美国环保局提出的129种“优先污染物”中，多环芳烃化合物有16种，这16种优控PAHs结构见图1，物理、化学及毒理学性质见表1。

大多数PAHs在常温下呈固态，沸点比相同碳原子数目的正构直链烷烃高。

3环以上PAHs大都是无色或淡黄色晶体，个别颜色比较深。

因其分子结构对称、偶极距小、分子量大，PAHs通常为非极性物质，在水中溶解度低，且具有高熔点和高沸点的特征。

在常温下，PAHs是以气相和固相共存。

PAHs的蒸汽压以NaP（7.80×10-2mmHg柱）最高，PAHs的蒸汽压会随着分子量的增加而减少，因此，分子量越小的PAHs越容易挥发而存在于气相中。

而饱和蒸汽压在10-8mmHg柱以下的化合物，在常温下几乎完全以固相存在。

一般而言，低环PAHs主要存在于气相中，5-6环PAHs则主要凝聚而吸附在颗粒物表面上，介于两者之间的含有3-4个苯环的PAHs以气相和颗粒相共存。

图1PAHs的结构图

1.2多环芳烃的形成机理

PAHs的形成机理很复杂，一般认为PAHs主要是由石油、煤炭、木材、气体燃料等碳氢化合物在不完全燃烧以及在还原气氛中热分解而产生的。

有机物在高温缺氧条件下，热裂解产生碳氢自由基或碎片等基本微粒，这些小的极为活跃的微粒，在高温下又立即合成热力学性质稳定的PAHs。

澳大利亚学者Badger和同事提出苯并[a]芘的合成步骤，如图2所示。

首先有机物在高温缺氧条件下产生碳氢自由基结合成乙炔

（1），由乙炔形成乙烯基乙炔

（2），然后芳环化成乙基苯（3），再进一步结合成丁基苯（4）和四氢化萘（5），最后通过中间体（6），最后形成苯并[a]芘BaP（7）。

图2苯并[a]芘的形成过程

1.3环境中多环芳烃的源和汇

环境中多环芳烃的来源包括自然来源和人为来源。

自然来源：

多种陆生植物（如小麦及裸麦幼苗）、多种细菌（如大肠菌等）以及某些水生植物都有合成多环芳烃，包括某些致癌性多环芳烃的能力。

生物体内合成、森林及草原自然起火、火山活动是环境中多环芳烃主要的天然来源。

人为来源：

（1）各类工业锅炉、生活炉灶产生的烟尘，如燃煤和燃油锅炉、火力发电厂锅炉、燃柴炉灶；

（2）各种生产过程和使用煤焦油的工业过程，如炼焦、石油裂解，煤焦油提炼、柏油铺路等；（3）各种人为原因的露天焚烧（包括烧荒）和失火，如垃圾焚烧、森林大火、煤堆失火；（4）各种机动车辆排出的尾气；（5）吸烟和烹调过程中产生的烟雾是室内多环芳烃污染的重要来源。

各个国家和地区因能源结构等实际情况的不同在多环芳烃来源方面常常存在差异，如在美国家庭取暖燃柴是一项重要污染源，而我国是一个以煤炭资源为主要能源的国家，燃煤是空气中多环芳烃的主要贡献者，再如，由于饮食习惯的不同，烹调源也成为我国特色污染源。

多环芳烃在大气中的行为可概括为图3。

排放到大气中的多环芳烃，或以分子状态吸附在飘尘上，随飘尘在空中漂浮；或分子本身凝结为极微小颗粒悬浮在空中。

研究表明，多环芳烃主要以前一种形式漂浮在大气中。

多环芳烃主要吸附在空气动力学直径较小的颗粒物上，这些颗粒物可以在空中停留一到数天，甚至数周之久，在此期间，颗粒物可以随气流漂移至更远的地方，污染其它地区大气；还有一部分小颗粒可以互相凝集，成为较大颗粒而沉降下来。

停留在空气中的烟尘，除部分自然沉降外，也可随着雨滴降落至地面或水面。

停留在空气中的多环芳烃除了部分随呼吸被吸入生物体内外，其余大多在阳光的照射下被降解。

图3多环芳烃在大气中的行为

1.4多环芳烃对人体健康的影响

PAHs有三个突出的特性。

一是持久性:

PAHs通过各种环境介质（大气、水、生物体等）能够长距离迁移并长期存在于环境中，进而对人类健康和环境带来严重的危害。

二是“三致”作用:

多环芳烃类化合物具有强烈的致突变作用、致癌作用和致畸作用，简称“三致”作用。

三是生物蓄积性:

多环芳烃进入环境后可以通过环境蓄积、生物蓄积、生物转化或化学反应等方式损害健康和环境，多环芳烃并不是直接致癌物，它在体内经过酶的作用后生成致癌物。

人群暴露于PAHs最大的影响是可能产生肺癌。

对烧焦炭的工人、煤气工人和在铝冶炼工厂工人的流行病学研究证明，可吸入性PAHs可诱发肺癌。

在焦炉工作的工人中发现，肺癌死亡率非常高。

在BaP浓度30mg/m3的地方，肺癌发生率与工人在炉顶的工作时间密切相关。

1.5大气中PAHs采样分析技术

1.5.1样品采集方法

大气多环芳烃的采样方法主要有溶液吸收法、纤维滤膜法、固体吸附剂法、

撞击法、低温浓缩法。

溶液吸收法适合于气态样品的小容量采集，不适合长时间

大容量采样。

低温浓缩采样一般使用干冰，采样后用热解析将PAHs提取出来，

因为需使用干冰，不适合野外和长时间采样。

撞击式采样器适合于采集大气颗粒

物，具有粒径分析能力。

固体吸收剂法可采集气态和颗粒物中的PAHs。

当前使

用最多的是纤维滤膜采集颗粒物和固体吸附剂采集气态和颗粒物中的PAHs，更

多的是适当组合几种采样方法达到研究目的。

颗粒态中的PAHs监测所使用的滤膜有玻璃纤维滤膜（GFF）、石英纤维滤膜等。

气态PAHs的监测主要使用XAD-2多孔有机复合树脂、聚氨基甲酸乙酯泡沫（PUF）。

XAD-2常用于小体积采样器中，而PUF则常用于大体积采样器中。

由于XAD-2、PUF廉价、空白低、易于处理等优点，而被国内广泛使用。

1.5.2样品的存储

由于PAHs在滤膜和吸附剂上可能由于挥发、光化学反应从而造成损失，需

要用铝箔包裹，低温冷冻保存。

研究者对大气颗粒物用超细玻璃纤维滤膜采集后的BaP的长期保存技术进行了研究，认为在避光，-40℃保存18个月是稳定的。

1.5.3样品的提取方法

样品提取的方法有索氏（Soxhlet）提取、超声提取和超临界萃取几种。

1、索氏提取法

索氏提取是经典的提取方法，由于提取效率高，直到目前仍被广泛应用，也

是EPA环境空气测定的标准提取方法，但其主要缺点是操作费时，用于提取PAHs时，一般需数小时以上，且所用溶剂量大，需进一步浓缩。

循环次数是影响提取效率的主要因素。

单纯延长提取时间而单位时间内循环次数低，其提取效率不会提高。

索氏提取所用的提取剂是另一个影响提取效率的重要因素，实验表明喹啉-乙醇最强，以下依次为吡啶-乙醇，丙酮-乙醇，二氯甲烷，而苯、环己烷、四氢呋喃的提取能力很弱。

2、超声提取法

超声提取是目前使用最多的方法，该方法省时，溶剂用量少，提取效率高。

常用的提取溶剂有二氯甲烷、苯、环己烷、正己烷-乙醚等。

美国EPA颁布的

MethodTO13A中推荐采用正己烷-乙醚作为溶剂，超声提取两次后对16种优先控制的PAHs的提取效率在98％以上。

3、超临界流体萃取提取法

超临界流体萃取（SFE）是90年代兴起的一种新型样品预处理技术。

超临界流体萃取是利用超临界流体作为溶剂，针对被萃取物在不同蒸气压力下所具有的不同化学亲和力和溶解能力，从被萃取样品中萃取出某种高沸点或热敏性成分，达到分离提纯的目的。

SFE具有萃取效率高、萃取时间短、后处理简单且无二次污染、选择性好等特点，易与GC、GC-MS、HPLC等分析仪器联用。

常用作SFE的溶剂有C02、NH3、乙烯、乙烷等。

由于CO2临界温度和压力分别为31.04℃和7.39MPa，其临界温度较低，能实现常温或比常温稍高的条件下的超临界流体萃取。

1.5.4PAHs的分析

目前测定PAHs的方法主要采用气相色谱（GC）、高效液相色谱（HPLC）、气相色谱一质谱（GCMS）、高效液相色谱一质谱（HPLC-MS）、高效液相色谱—紫外检测（HPLC-UV）、高效液相色谱—荧光检测（HPLC-FD）等。

2.PAHs国内外研究现状

空气中PAHs的研究始于1952年，Waller首先监测了英国伦敦大气中PAHs，随后各国研究者对此开展了广泛而深入的研究。

空气中PAHs的研究经历了由室外到室内、气固分布到粒径分布、浓度水平到来源归趋、污染特征到健康风险的发展过程。

2.1大气环境介质中PAHs的研究

2.1.1多环芳烃的时空分布研究

国内外对一些城区、郊区、远郊和荒芜地区的大气中多环芳烃进行了测定，

其中特别注意测定了BaP的浓度。

总体说来，国外城市比国内城市BaP污染程度轻，国内城市中能源消耗量比较大的工业区和居民区BaP污染严重。

随着机动车保有量的增加，路面交通堵塞频率的升高，在一些交通路口BaP污染也日趋严重。

我国《环境空气质量标准（GB3095-1996）》中规定了BaP日平均浓度限值为0.01μg/m3。

大气中多环芳烃污染空间分布规律一般是：

市区的多环芳烃浓度比郊区高，

在市区中建有火力发电厂、焦化厂、钢厂的工业区和家庭用燃煤小炉灶集中的居民区一般多环芳烃污染水平比较高。

这主要是由于煤炭燃烧产生的飞灰中，焦化厂产生的废气中含有多种多环芳烃，是多环芳烃主要污染源之一，居民用燃煤炉灶的低空排放也常常造成近地表严重的多环芳烃污染。

大气中多环芳烃污染在时间上常表现出季节的差异，一般为冬季污染比夏季

严重，采暖期污染比非采暖期严重。

在北方采暖期，由于取暖用煤量的增加，使

得多环芳烃污染呈明显加重的趋势，这种情况尤其在集中供热比较差的地区更加

突出。

同时，采暖期不利于污染物扩散的气象条件更加重了近地表污染。

在没有

采暖期的南方城市中，一般认为冬季经常出现的高频率静风天气和逆温层存在时

间长等气象因素是造成冬季多环芳烃污染比较严重的原因。

多环芳烃的浓度变化除表现出采暖期和非采暖期、冬季和夏季不同的季节性

差异外，在一天之内还表现出规律性变化。

研究表明无论是在交通稠密区还是在商业区，多环芳烃浓度在昼夜之间总能出现一个或两个峰值，在交通稠密区两峰值出现在8:

00-11:

00和16:

00-19:

00之间，在商业区两个峰值出现在4:

00-7:

00和20:

00-23:

00。

2.1.2多环芳烃的气固相分配和粒径分布

多环芳烃是一种半挥发性物质，在颗粒相和气相中同时存在，在一定条件下可以转化。

低环多环芳烃主要存在于气相中，气相中的相对含量要高于吸附于颗粒物上的相对含量，高环的多环芳烃主要以吸附于颗粒物的形式存在。

Venkataraman根据吸附和吸收理论建立多环芳烃的分配系数:

Kp=（F/A）/TSP

其中，F为颗粒相多环芳烃浓度，A为气相PAHs浓度。

李军等人对广州市大气中多环芳烃的分布特征和季节变化研究表明广州市大气中多环芳烃主要以气相形式存在，占大气总多环芳烃年平均的92.5%，且在夏季高于冬季；气态多环芳烃主要成分是芴、菲、蒽等低环化合物，其中菲占了总含量的60%以上。

另外，国内外已经对多环芳烃的粒径分布特征进行了大量的研究，结果表明多环芳烃主要集中在粒径较小的颗粒物上，而粒径较大的颗粒物中多环芳烃含量则很少，且低挥发性多环芳烃主要吸附于空气动力学直径小于1μm的颗粒物上，高挥发性的多环芳烃则主要吸附于空气动力学直径大于1μm的颗粒物上。

2.1.3多环芳烃的干湿沉降

（1）干沉降

干沉降通量可表示为污染物浓度与沉降速度的乘积：

Dd=C×Vd。

沉降速度与颗粒物的尺寸、密度、受体表面性质及气象条件有关。

按颗粒物直径的大小，可分为小颗粒（＜0.08μm）、中颗粒（＞0.08μm，＜2μm）和大颗粒（＞2μm）。

不同直径颗粒物的沉降机制不同，小颗粒物的沉降主要靠布朗运动；中颗粒靠撞击作用；大颗粒依靠重力作用。

空气中PAHs的干沉降测定主要有两种方法：

直接法和间接法。

间接法是通过测定大气中颗粒态和气态PAHs的浓度，再与颗粒物的沉降速度相乘。

但是沉降速度受众多因素影响，如污染物的性质、颗粒物的物理、化学性质，沉降表面等，同时风速、湿度、温度等气象条件对其也有影响，从而造成测定值有数量级差别，进一步影响干沉降通量的准确性。

直接法是将试验材料直径暴露在空气中，一定时间后测定材料中PAHs的量，如用未受污染的土壤作为受体，测定大气干沉降到土壤表面的通量。

但未受污染的土壤很难获得，且土壤中的微生物对PAHs有降解作用。

于是，各种替代材料随之产生，如硅油涂附的聚乙烯盘、水膜。

这些工人表面也有一定的缺陷，不能如实反映受体表面特征，或无法防止沉降的挥发等。

因此，目前研究所得的干、湿沉降数据仅供参考，由于测定方法的不同，结果差别较大。

（2）湿沉降

湿沉降包括雨除和冲刷两个过程，按照去除对象又可分为气态PAHs的湿沉降和颗粒态PAHs的湿沉降。

雨水是湿沉降的主要载体。

通常认为，在雨滴形成过程，气态PAHs在气/液界面能达到平衡，通过亨利常数和气态PAHs的浓度可计算气态PAHs对雨水中PAHs的贡献，故气态PAHs的湿沉降去除效率与温度成正相关，亨利常数成负相关。

然而，在一些特殊情况下，污染物实测值与计算值存在较大偏差，在雾天，实测值远大于计算值；对一些大分子量化合物，实测值则小于计算值。

颗粒态污染物的湿沉降效率与污染物浓度无关，只与其粘附颗粒物本身的性质有关，如颗粒物尺寸。

同时，降雪也是湿沉降的另一载体，且对挥发性较高的PAHs的去除起主导作用。

湿沉降通量的测定较简单，一般漏斗直接收集雨水，通过管道连接输送到恒温控制的储藏瓶中。

2.1.4多环芳烃污染源排放特征研究

（1）室内PAHs污染源

人平均每天有80%时间在室内度过，室内空气质量尤其重要，有一些研究发现室内环境中PAHs的浓度明显高于室外，其中燃煤和吸烟是室内环境中PAHs的主要污染源，且当室内苯并（a）芘（BaP）与苯并（e）芘（BeP）浓度的比值大于1时，室内PAHs污染主要来源于吸烟。

张月英等对民用煤炉五种工况排放的12种PAHs研究得出，民用煤炉排放的PAHs中，致癌物占35-65%，其中促致癌物占24-62%，其他致癌物均小于4%，且民用煤炉排放系数比大型锅炉高3-5个数量级，对于不同燃烧工况，较高负荷时的PAHs排放系数较低。

目前，关于室内空气中PAHs的污染源研究主要集中于浓度分析，而对于室内PAHs的气固相分配及不同粒径分布的研究还较少，有待于进一步的分析研究。

（2）PAHs流动源的研究

PAHs流动源的研究主要包括各类交通工具的排放，如飞机、轮船、火车和机动车等，其中机动车排放（包括汽油机动车和柴油机动车）是城市PAHs的主要污染源。

对于机动车PAHs排放特征的研究表明载重柴油机排放的PAHs主要存在于超细型（<0.12μm）和积聚型（0.12~2μm）颗粒物中，而汽油机产生的PAHs几乎存在于极细颗粒中。

国内朱利中等首次研究公路隧道空气中PAHs的污染现状、年变化趋势和影响因素，研究表明：

隧道中9种多环芳烃的总浓度达到78.8×103ng/m3，其中75%以上分子量小于228的PAHs以气态形式存在，且主要由柴油车排放，而80%以上分子量大于228的PAHs组分以颗粒态存在，且主要来源于汽油车，PAHs的种类和浓度与过往车辆所用燃料及隧道的长度和通风状况有关。

除了与交通运输有关的燃料燃烧排放外，轮胎的高温摩擦和沥青路面的高温摩擦也能导致PAHs的排放。

由于有关这类排放源所排放的PAHs的浓度很难准确测量，因此目前国内外有关这方面的研究报道很少。

（3）PAHs农业排放源研究

生物质露天焚烧是农村处理农业废弃物的主要方法，在焚烧过程大量多环芳烃排放到空气中。

因此，各类生物质燃烧过程中PAHs的排放状况也是研究热点之一。

Tissari等测定得到木材等燃烧过程中12种PAHs的平均生产量为164μg/g，其中2环PAHs占主要贡献。

Olsson研究了麦秆和泥煤在5个不同的燃烧时期所生成的PAHs量，并发现PAHs主要在700-900℃范围内生成。

Gulyurtlu等以椰子壳作为燃料，研究了其在流化床内燃烧过程中PAHs的生产量和影响因素，发现过剩空气系数不同，PAHs生成量差异很大，其中在20%过剩空气系数下PAHs生产量是80%过剩空气系数下生成量的12倍。

Keshtkar等测定了杏仁树树枝和水稻杆燃烧过程中生成的PAHs的粒径分布，发现PAHs主要集中在0.1-1.8μm的颗粒物上。

在我国，由于农业垃圾露天焚烧活动本身和其所排放污染物浓度的不确定性，使得对于来自这些农业源的PAHs很难定量评价，相关研究较少。

（4）PAHs工业源研究

Yang等对各类工业烟囱（鼓风炉、氧气顶吹转炉、焦炉、电弧炉、重油厂和水泥厂）烟道气以及工业垃圾焚烧炉和柴油、汽油车尾气中PAHs排放特征进行了分析，得出总的PAHs排放因子在77-3970μg/kg原料，其中以重油厂PAHs和BaP的排放因子最高。

另外，研究中还对不同PAHs污染源特征化合物进行了分析，认为水泥厂的特征PAHs为苊、二氢苊和蒽（三环PAHs），而工业垃圾焚烧炉为茚并芘和屈。

Susan.K等对塑料焚烧产生的PAHs与塑料粒径、焚烧温度的关系进行了研究，认为900℃时，粒径为1~2μm时产生的PAHs的浓度和种类最小，提高温度可减少PAHs的产生量和种类。

另外，也有学者对固废燃烧产生的PAHs进行研究，测定四座城市固体废弃物焚烧炉在启动、燃烧、熄火过程中PAHs的排放。

国内对各类PAHs工业源的研究相对较少，且研究结果缺乏一定的准确性。

袁青青等对某火电厂除尘器前后烟气中颗粒态多环芳烃含量进行了研究，结果表明除二氢苊只存在于烟气中外，原煤中含有的PAHs均存在于烟气中，且经过除尘器后多环芳烃含量明显降低。

王小刚等通过自行设计的烟气PM10采样系统采集并分析了三家垃圾发电厂焚烧炉排放烟气中PAHs，结果表明颗粒态多环芳烃主要集中在4环、5环和6环，3环和2环所占比例较少，与燃煤电厂相比，垃圾焚烧排放PAHs的浓度和毒性参数更高。

在大量研究不同污染源排放PAHs的成果的同时，很多学者致力于不同污染源标志物的研究，见表1。

表1不同PAHs污染源特征化合物

污染源

特征化合物

木材燃烧

荧蒽、苯并（a）芘

木炭燃烧

菲、荧蒽、芘

焦炭生产

菲、蒽、苯并（a）芘

垃圾焚烧

菲、芘、荧蒽

汽油机动车

苯并（ghi）苝、茚并（1，2，3-cd）芘、晕苯

柴油机动车

荧蒽、芘、苯并（k）荧蒽

2.1.5多环芳烃源解析研究

污染物来源研究一直是大气环境化学中一个重要的研究领域。

近半个世纪以来，颗粒物来源解析研究的重点从过去以无机物作为标识物以发展到当今以有机物作为标识物，从对颗粒物进行源解析发展为对吸附于颗粒物上半挥发、有毒化合物（如PAHs，PCB等）进行源解析。

目前，关于大气颗粒物上多环芳烃的源解析方法可分为定性和定量两大类。

定性方法包括比值法、轮廓图法、特征化合物法；定量方法包括质量平衡受体模型（CMB）、多元数理统计法（如多因素分析、模型识别和因子分析等）、稳定碳同位素法等。

1.定性及半定量方法

汤国才将各种定性半定量方法做了比较，见表2。

表2PAHs来源解析的定性及半定量方法比较

方法

主要技术内容

方法优缺点

比值法

由于燃料种类和燃烧条件不同，生成PAHs种类和相对含量不同，根据它们比值的高低识别污染源。

方法较简单；由于大多数比值项中都含BaP，而BaP反应活性强，使污染源的判别有一定得不确定性。

轮廓图法

以样品中主要PAHs的含量作图，再与特征污染源的PAHs的含量图对比来识别样品中PAHs的污染源

该方法直观明了，但需事先知道特征污染源的轮廓图。

特征

化合物法

以一些特征PAHs作为某些污染源的识别物，如煤燃烧产生的BNT，汽车尾气排放的COR和BghiP等，来识别空气中PAHs的来源。

样品中特征化合物的存在与否及含量高低，可粗略判断污染源的类型，此方法一般不单独使用。

2.定量方法

定量方法主要有化学质量平衡法（CMB）和多元统计方法。

CMB模型假设环境受体中污染物的浓度是对其有贡献的各类污染源贡献值的线性加和，可表示成：

其中，Ci—受体上第i种污染物的浓度；Sj—污染源j对污染物的贡献率；Fij污染源j中污染物i的浓度；Ei—相似不确定性误差。

CMB法需要准确的不同源PAHs成分谱图，但很多地方缺乏此方面信息，且PAHs从源到受体的过程中会发生一系列化学反应，因此该法应用较少。

但也有一些学者应用此法，引入PAHs的降价系数对模型进行修正。

Miguel用CMB受体模型计算某地交通源的贡献时，用反应活性较差的苯并（k）荧蒽、苯并（g,h,i）苝、茚并（1，2，3-cd）芘作为标识物的计算结果为21%，与用挥发性有机碳和元素碳作标识物进行计算所得结果较为接近（24%）；用反应活性较强的苯并（a）芘和苯并（a）蒽作标识物，计算得到的交通源贡献率仅为13%，表明用CMB受体模型进行PAHs源解析时，考虑多环芳烃降解问题是很必要的，否则可能导致错误的结论。

多元统计方法包括主成分分析法（PCR）、一般因子分析法/多元回归法（FA/MR）和目标因子转换分析法（TTFA）。

此法需要大量数据，但不需对源排放数据进行定量计算，不用考虑多环芳烃降解问题，所以在PAHs源解析中的应用潜力很大。

Cretney等应用主成分分析法对纽新兰Christchurch市颗粒物中多环芳烃进行了研究。

因该市工厂较少，研究者假设PAHs主要由居民燃煤和汽车排放两类污染源产生，经主成分分析判明该市颗粒物中PAHs主要来自于居民燃煤排放。

Simcik用因子分析—多元线性回归法成功地对芝加哥和Michigan湖地区PAHs污染源进行定量分析。

结果表明，煤燃烧贡献率为48±5％，天然气燃烧贡献率为26±2％，焦炭炉的贡献率14±3％，车辆排放贡献率为9±4％。

2.2水环境介质中PAHs的研究

燃烧生成的PAHs首先进入大气中，然后经干湿沉降等方法进入水体和土壤，并最终在大气圈、水圈、土壤圈及生物圈内循环，大气中PAHs污染必将影响其它介质的环境质量。

对于水环境来说，水、水体悬浮和沉积物是PAHs聚集的主要场所之一，城市污水，水库、江河和湖海都存在PAHs。

水体中的多环芳烃可能呈现三种状态，即吸附于悬浮性固体上，溶解于水中，或呈乳化状态。

水、水体悬浮物和沉积物中多环芳烃的污染倍受关注，研究的水体主要是河流，近海海域和湖泊。

国内对水体中多环芳烃的研究起步较晚，但也开展了不少研究，主要集中在东部沿海地区的河流，近海海域和湖泊、水库。

从区域来看，广东（珠江）、上海（长江）、厦门（西港）、北京、天津、杭州等研究较多。

2.2.1水环境介质中PAHs的分布特征

对水环境中多环芳烃的分布特征主要集中在以下几个方面：

（1）多环芳烃间含量关系（低环与高环）

天然水体中PAHs以三环以下多环芳烃，即低环多环芳烃（LMWPAHs）为主，如菲、萘等。

目前研究表明，我国水体中均不同程度受到PAHs污染，多数水体中以LMWPAHs为主。

（2）区域和季节性变化

多环芳烃含量在区域和季节上存在一定差异。

刘敏等对长江口滨岸潮滩14个表层沉积物中多环芳烃分析表明，多环芳烃含量随取样位置发生明显的变化，主要特征是近排污口处含量最大，远离排污口含量趋于降低。

胡雄星等的研究表明黄浦江表层沉积物中16种PAHs总量从上游到下游呈升高趋势。

从季节来看，冬季多环芳烃含量一般高于夏季。

另外，Witt等对波罗地海水体中两环和三环PAHs的季节变化进行了监测，发现PAHs在秋季的浓度最高，这可能与秋季温度较低，阳光较弱，生物降解和光降解速率比较慢有关。

（3）多相间分配特征

PAHs