多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）是一类广泛存在于环境中的持久性有机污染物，具有潜在的致癌、致畸、致突变效应，其中16种PAHs同时被美国环保局和欧盟列为优先控制污染物^[1]。环境中的PAHs主要来源于人为活动，如化石燃料和生物质的不完全燃烧，石油类燃料的自然挥发或泄漏等^[2]，PAHs可通过废水排放、地表径流、干湿沉降等多种途径进入水体^[3]，对水生生物产生不利影响。研究表明，这16种PAHs在我国地表水体中广泛存在^[4]，且部分水体污染严重，甚至对水生生物产生一定的毒性效应^[5]。国内外关于水体PAHs的研究多集中在其分布特征^[4]、来源解析^[6]、迁移转化规律^[7]、多介质归趋模拟^[8]、生态风险评价^[9]等方面。李海燕等^[10]研究了珠江三角洲表层水体中多环芳烃的分布和来源；郭广惠等^[11]分析了太湖水体多环芳烃的生态风险；Melymuk等^[12]分析了Lake Ontario中PAHs的来源及其进入湖泊的主要途径；Huang等^[13]分析了Lake Michigan鲑鱼中PAHs的含量及其生态风险。目前关于水体PAHs的研究多集中在经济较为发达，或常规污染较为严重的地区，对经济相对落后、常规污染相对较轻的西部高原湖泊研究较少。但这些湖泊通常具有非常重要的生态价值，且生态系统较为脆弱。随着城市化进程的不断推进，我国高原湖泊的水环境压力逐年增加，明晰其PAHs的污染特征和生态风险对保护高原湖泊水生态系统安全具有重要意义。

草海位于贵州省威宁县西南侧（26°47′32″~26°52′52″N，104°10′16″~104°20′40″E，海拔2 171.7 m），是贵州高原最大的天然淡水湖泊，1995年被列为国家一级保护湿地。湖中水生动植物丰富，栖息着100多种鸟类，以水禽和涉禽为主，同时也是黑颈鹤、白头鹤等多种珍稀鸟类及其他候鸟的重要越冬地，被誉为“世界最佳湿地观鸟区”之一，具有非常重要的生态价值。由于草海紧邻威宁县城，随着人口增长，人类活动对草海生态系统的影响也日益突出，部分水体出现富营养化趋势^[14]，但目前尚未见关于草海PAHs污染特征的报道。本研究通过对草海水体中PAHs的含量、组成、主要来源及生态风险进行分析，为草海流域水生态系统安全和保护提供依据，也为经济欠发达地区的水生态系统保护、实现区域可持续发展提供参考。

草海湖区面积23.25 km2，水域面积20.98 km2，平均水深2~3 m，是一个典型的高原湿地生态系统。为了解草海水体PAHs的空间分布特征，2012年12月1日在草海湖区均匀布设15个采样点，具体如图1所示：S1位于草海东区人工码头的航道中，受到航运以及周围生活污水的影响；S2位于人工码头附近的水禽繁殖区；S4位于白家嘴码头附近，受到航运干扰；S6位于湖心区，水深较深；S9位于草海出水口羊关山附近；S12位于胡叶林附近。D1位于马槽井和沙河沟排污口的汇合处，为上游威宁县生活污水的影响区；D2位于西海村排污口入湖区；D3位于大江家湾排污口入湖区。在每个采样点采集表层水样4 L，装入棕色玻璃瓶中，加入5%甲醛溶液抑制微生物活性，运回实验室4 ℃保存，并于24 h内用0.45 μm的玻璃纤维滤膜进行过滤。

图 1 草海采样点分布 Figure 1 Sampling sites in Lake Caohai

图选项

试验所用的二氯甲烷、甲醇、正己烷均为色谱纯（天津市福晨化学试剂厂生产）；甲醛为分析纯（西陇化工股份有限公司生产）；试验用水为二次蒸馏水；16种PAHs混合标样及5种氘代回收率指示物均购于美国UltraScientific公司。

玻璃纤维滤膜（0.45 μm）由上海兴亚净化材料厂生产，使用前于450 ℃灼烧4 h；C-18固相萃取柱（500 mg、6 mL）购于美国Supelco公司；旋转蒸发仪（R-201）购于上海申生科技有限公司；氮吹仪（KL512）购于北京康林科技有限公司；气相色谱/质谱联用仪为安捷伦公司GC6890/MSD 5973系列。

参照美国EPA 525方法进行质量控制和保证（SW-846，USEPA，1986），取1 L过滤后的水样，加入一定浓度的回收率指示物（奈-d8、二氢苊-d10、菲-d10、■-d12、苝-d12）。C-18小柱依次使用二氯甲烷、甲醇、蒸馏水各5 mL进行活化平衡，处理后的水样经小柱进行富集，加载水样调节流速为5 mL·min-1。水样抽干后用氮气干燥小柱，然后以10 mL二氯甲烷分3次洗脱，将洗脱液用旋转蒸发仪浓缩至1 mL。用10 mL正己烷将浓缩液转移至硅胶-氧化铝层析柱进行净化，再用10 mL正己烷/二氯甲烷（体积比1∶1）洗脱，收集洗脱液氮吹至约1 mL，加入100 μL内标化合物待测。

采用GC-MS（Agilent GC6890/5973 MSD）分析测定样品中PAHs组分。GC条件：DB-5MS石英弹性毛细管色柱（30 m×0.25 mm×0.25 μm），载气为高纯度氮气，无分流进样1 μL；初始温度80 ℃，保持2 min，以3 ℃·min-1升温到120 ℃，5 ℃·min-1升温到200 ℃，7 ℃·min-1升温到290 ℃，保持15 min；进样口280 ℃，检测器300 ℃，柱头压1724 kPa，流速1.0 mL·min-1。MS条件：EI电离源70 eV，质量范围35~500 amu，倍增电压1800~2000 eV，SIM模式下对样品定量，通过检索NIST谱库和色谱峰保留时间进行定性分析，采用内标峰面积法、6点校正曲线定量。检测的16种PAHs分别为萘（Nap）、苊（Ace）、二氢苊（Acp）、芴（Fl）、菲（Phe）、蒽（An）、荧蒽（Flu）、芘（Pyr）、 （Chr）、苯并[a] 蒽（BaA）、苯并[b] 荧蒽（BbF）、苯并[k] 荧蒽（BkF）、苯并[a] 芘（BaP）、茚并[1，2，3-cd] 芘（InP）、二苯并[a，h] 蒽（DbA）、苯并[ghi]苝（BghiP）。

用方法空白、加标空白、基质加标、基质加标平行样进行质量控制。回收率指示物萘-d8 、二氢苊-d10、菲-d10、-d12、苝-d12的回收率分别为52.5%±10.2%、78.4%±10.7%、83.8%±10.9%、92.3%±9.1%、89.8%±10.1%，方法空白无目标化合物检出。加标空白结果显示，除萘的回收率较低（54.6%）外，其他15种PAHs回收率范围为72.52%~105.3%，符合美国EPA标准。最后所有结果经空白扣除和回收率校正。

16种PAHs在草海水体中均有检出，具体结果见表1。各采样点PAHs总浓度变化范围为13.40~694.93 ng·L-1，平均值为334.73 ng·L-1，中值为330.09 ng·L-1。根据郭广惠等^[4]的研究，中国七大流域地表水体PAHs浓度变化范围为3.09~38 139.00 ng·L-1，平均值为474.93 ng·L-1。可见与七大流域相比，草海水体PAHs含量处于中等偏低水平。但是与国控重点湖泊相比，草海水体PAHs浓度明显高于巢湖（170.72 ng·L-1）^[15]、鄱阳湖（5.56~266.10 ng·L-1）^[16]、太湖（37.5~183.5 ng·L-1）^[17]等湖泊。巢湖等国控重点湖泊在环境治理与保护方面的重视程度与投入力度均远大于草海，通过截污等治理措施，入湖废水已大为减少；而草海流域目前尚无污水处理厂，大量生活废水未经处理直接入湖。此外，鄱阳湖、太湖、巢湖的水域面积较大，分别是草海的243.1、111.4、36.2倍，具有更大的环境容量；草海作为典型的高原浅水湖泊，面积小，生态系统更为脆弱，更易受到人类活动的影响。整体来看，草海水体PAHs浓度高于太湖等湖泊，对保护区内各种水生生物及珍稀鸟类可能存在一定程度的生态风险。

表 1 草海表层水体中PAHs 各组分浓度 Table 1 Concentrations of various PAHs in 15 surface water samples

表选项

16种多环芳烃中检出率最高的为二环的Nap、三环的Phe和An以及四环的Flu，在所有采样点均有检出。检出率最低的为六环的InP、DbA和BghiP，仅在S1有检出。结合16种PAHs单体的浓度和检出率来看，主要污染物为Nap、Phe和An，15个采样点均有检出，平均浓度分别为56.62、69.45、67.02 ng·L-1。从各采样点水体16种PAHs的组成（图2）可以看出，草海水体PAHs以2、3环为主，占PAHs总量的43.18%~94.55%；5、6环所占比例相对较少（18.59%）。这种结构特征与巢湖^[15]、太湖^[17]、小白洋淀^[18]等水体中PAHs的组成类似，其主要原因为PAHs环数越多，疏水性越强，溶解度越低^[19]，从而使水体中溶解态的高环PAHs（5、6环）浓度较低，低环PAHs（2、3环）浓度较高。

图 2 各采样点水体PAHs浓度组成 Figure 2 Concentrations and composition of PAHs in water of all sampling sites

图选项

PAHs浓度在各采样点之间的变异系数为42.44%~387.30%，说明草海水体中PAHs浓度分布具有明显空间差异^[20]。从空间分布（图3）看，最高浓度出现在D1（694.92 ng·L-1），其次为S5（685.65 ng·L-1），最低浓度出现在湖心区的S6（13.39 ng·L-1）。草海水体PAHs的空间分布整体表现出湖心区低于近岸区，尤以近岸区南侧PAHs浓度最高的特点。

图 3 草海水体PAHs总浓度的空间分布 Figure 3 Concentrations of total PAHs in water of all sampling sites

图选项

研究表明，环境中PAHs主要通过石油类产品的泄漏及排放、大气干湿沉降及污水排放的方式进入水体^[3]。由于草海内无机动船只运行，位于航道区的S1和S4，其PAHs浓度并未显著高于其他近岸区采样点。湖心区受周边污水排放影响较小，因此浓度最低，在一定程度上反映了大气沉降对草海水体PAHs的影响^[21]。相较于湖心区，近岸区，尤其排污口附近PAHs浓度最高，体现了污水排放对草海水体PAHs的直接影响。草海流域内无工矿企业，主要污染源为流域内居民的生活污水和周边农业废水。根据调查，2005年每天约有3000 m3的城镇生活污水未经任何处理，直接通过排污沟排入草海^[22]。目前威宁县仍无污水处理厂，随着人口的增加，其排污量将有所增加。D1位于马槽井和沙河沟排污口的汇合处，直接受上游威宁县城生活污水的影响，PAHs浓度最高。除此之外，草海南侧的东山村总人口约5100人，北与草海水域相连，村落的生活污水、畜禽养殖废水等均未经任何处理进入草海，导致采样点S5多环芳烃浓度较高。采样点S6虽然位于近岸区，但附近居民较少，PAHs浓度较低。王莉丽^[23]研究发现城镇生活污水中6种PAHs（Flu、BbF、BkF、BaP、BghiP、InD）总浓度最高达到427 ng·L-1，结合本文研究结果，初步推断草海周边居民生活污水的直接排放是影响草海水体PAHs分布的主要原因之一。

同分异构体比值法是PAHs源解析中的常用方法，不同污染源其特征PAHs比值有不同的特点，常用的PAHs异构体有An/Phe、Flu/Pyr、BaA/Chr、InP/BghiP系列^[24]。An/Phe通常用于判断石油类排放源和有机物燃烧源；Flu与Pyr、InP、BghiP的环境行为特征类似，其比值在环境过程中相对稳定，判断结果更为可靠^[25]。考虑到本研究中BaA、Chr、InP、BghiP的检出率较低（0.07~0.40），故采用An/（An+Phe）和Flu/（Flu+Pyr）两个指数来推断草海水体PAHs的来源^[26]。通常认为An/（An+Phe）比值大于0.1表示PAHs主要来自燃烧源，包括化石燃料、生物质等的燃烧，小于0.1表示主要为石油源；Flu/（Flu+Pyr）小于0.4表示其主要来源为石油源，介于0.4和0.5之间为石油类产品的燃烧，大于0.5为煤和草、木材、柴薪等生物质的燃烧^{[10, 25]}。具体结果如图4所示。

图 4 草海水体PAHs来源分析 Figure 4 Cross plots of An/（An+Phe）and Flu/（Flu+Pyr）ratios in water of Lake Caohai

图选项

所有采样点An/（An+Phe）比值均大于0.1，初步判断草海水体PAHs的主要来源为燃烧源。S9的Flu/（Flu+Pyr）比值介于0.4和0.5之间，其PAHs主要来源可能为石油类产品的燃烧；S4和S12的主要污染源则可能兼具石油类产品的泄漏和燃烧。由于S6水样中Pyr未检出（图4中未显示），但可以确定Pyr浓度很低，Flu/（Flu+Pyr）比值应大于0.5，因此S6等12个采样点的Flu/（Flu+Pyr）比值均大于0.5，其水体中PAHs来源主要为煤和柴薪等生物质的燃烧。整体来看，草海PAHs的主要来源为煤和生物质燃烧。根据现场调查，草海周边居民主要以煤和木材、柴薪为能源^[27]，与PAHs来源的定性分析结果相吻合。

PAHs具有一定的亲脂性，可在生物体内累积，经代谢活化后生成有毒的中间产物，这些中间产物将不可逆地损伤细胞内大分子物质^[28]。我国地表水环境质量标准^[29]要求集中式生活饮用水地表水源地水体中BaP浓度低于2.8 ng·L-1，本研究中采样点S1、S3、S8、S10水体中BaP浓度均不符合此标准，最大超出3.43倍，存在一定的生态风险。Kalf等^[30]于1997年提出用风险商值（Risk quotient，RQ）的方法来评价PAHs的生态风险，但这种方法仅能评价10种PAHs单体的生态风险，曹治国等^[26]利用毒性当量因子对此方法进行改进，并成功应用于滦河^[9]、漳卫南运河^[26]、徒骇马颊河^[20]等水系。改进后的水体PAHs生态风险评价方法如下所示：

表 2 单体PAHs 的最低和最高风险浓度值 Table 2 Negligible concentrations（NCs）and maximum permissible concentrations（MPCs）of individual PAH in water

（ng·L-1）

表选项

最低风险浓度表示低于此浓度对生态系统的负面影响是可以忽略的；最高风险浓度表示高于此浓度则会对生态系统产生较大的负面影响。通过上式可进一步得到：

16种PAHs总的风险商值计算公式如下：

PAHs风险等级的划分标准如表3所示^[26]。

表 3 单体PAHs和∑PAHs生态风险等级划分 Table 3 Risk classification of individual PAH and total PAHs

表选项

15个采样点中仅S5的RQ_{∑PAHs（MPCs）}为1.15，其他采样点均为0；各采样点的RQ_{∑PAHs（NCs）}及其组成如图5所示。RQ_{∑PAHs（NCs）}的变化范围为1.24~1 838.96，其中最高值出现在S5，最低值出现在S6。采样点S5多环芳烃浓度最高，其RRQ_{∑PAHs（NCs）}主要来源于5环的BkF（62.64%）；位于湖心区的S6多环芳烃浓度最低，风险最小。各采样点RRQ_{∑PAHs（NCs）}的平均值为639.25，其中低环PAH所占的比例为26.79%，中环为8.34%，高环为64.87%。可见高环PAH虽然浓度较低，但其毒性较强，导致高环PAHs的风险商值所占比例较高。总体来看，15个采样点中S5为高风险，S7、D1为中等风险，其他12个采样点均为低风险，其风险主要来源于高环PAHs。

图 5 各采样点RQ∑PAHs（MPCs）及其组成 Figure 5 RQ∑PAHs(MPCs) values and their ring composition of each sample

图选项

通过对草海表层水体中PAHs的定量分析发现，草海水体PAHs组成以2环、3环为主，其浓度高于巢湖、太湖、鄱阳湖等国控重点湖泊，尤其是近岸区南侧，受PAHs污染严重。来源分析结果表明，草海水体中PAHs主要来源于煤、木材柴薪等生物质的燃烧，主要通过污水直接排放进入草海。草海80%的采样点水体中PAHs处于低生态风险水平，但近岸区南侧水域处于中、高风险水平。草海水体中PAHs对水生生物及周边居民存在一定的生态风险，应引起相关部门的足够重视。