典型多环芳烃在红树林沉积物上的吸附特性及影响因素*

刘贝贝 陈 丽 张 勇

(近海海洋环境科学国家重点实验室，厦门大学环境科学研究中心，厦门，361005)

典型多环芳烃在红树林沉积物上的吸附特性及影响因素*

刘贝贝 陈 丽 张 勇＊＊

(近海海洋环境科学国家重点实验室，厦门大学环境科学研究中心，厦门，361005)

采用批量平衡实验，研究了九龙江口红树林沉积物对典型多环芳烃(PAHs)萘(Nap)、蒽(Ant)和苯并［a］芘(BaP)的吸附特性，以及温度、盐度及沉积物不同尺寸团聚体对吸附的影响.结果表明，3种PAHs在沉积物上的吸附分为快速吸附和慢速吸附两个阶段;Freundlich模型能较好地描述其吸附行为，吸附呈非线性;沉积物吸附3种PAHs的强弱顺序为:BaP＞Ant＞Nap，其吸附容量随温度升高而减小，随盐度增加而增加;不同尺寸团聚体对 PAHs的吸附容量顺序为0.063—0.25＞(＜ 0.063)＞0.25—1.0＞(＞1.0)mm，并与其碳黑含量相关.

多环芳烃，红树林，沉积物，吸附.

多环芳烃(PAHs)是一类广泛分布于环境中的持久性有机污染物，具有“三致”作用，威胁人类健康［1］.红树林(Mangrove)是生长在热带、亚热带陆海交汇区海湾河口潮间带的潮滩湿地木本植物群落，在海岸河口生态系统中占重要地位［2］.近年来，沿海地区人口激增，流域工农业、沿岸城市开发及港口驳岸海运发展迅猛，大量污染物直接或间接输入河口海湾使红树林生态系统的环境压力日益增加，红树林特殊的生境使其沉积物成为吸收和累积PAHs的重要场所［3－4］.PAHs与水体中固体悬浮物、沉积物等介质之间的吸附、解吸、生物转化等行为强烈影响其在环境中的迁移和归趋.目前有关PAHs在沉积物中吸附/解吸行为的研究较多［5－9］，但以红树林沉积物为研究对象的较少.综合考虑沉积物组成、结构、温度和盐度等对吸附影响的研究更少.红树林沉积物具有粘粒、有机质含量高等特点［10］，其对PAHs环境行为的影响有待深入研究.

本文以3种典型PAHs萘(Nap)、蒽(Ant)和苯并［a］芘(BaP)为代表，研究了它们在红树林沉积物上的吸附特性，考察了温度、盐度和沉积物不同尺寸团聚体对PAHs吸附的影响.以期进一步了解PAHs在红树林生态环境中的迁移、转化及其生态风险.

1 材料与方法

1.1 仪器与试剂

Cary Eclipse型荧光分光光度计(美国Varian公司)、Vario ELⅢ型元素分析仪(德国Elementar公司)、HZQ－Q型全温气浴振荡器(江苏顺华仪器有限公司).

Nap、Ant和 BaP(美国 Aldrich 公司，纯度＞99%).NaN3、CaCl2、NaCl和 MgSO4均为分析纯(国药集团化学试剂有限公司).

1.2 沉积物样品

沉积物样品采自福建九龙江口浮宫红树林区(24°29'N，117°55'E).采集秋茄林下0—10 cm的表层沉积物湿样，带回实验室冷藏(4℃)、备用.

取适量沉积物湿样在阴凉通风处自然风干，剔除各种杂物后过1 mm筛，装入500 mL磨口瓶中，备用.测定其基本理化性质［11］得到沉积物有机质含量为 28.4 g·kg－1，pH 值为 6.66，全 N、P、K 含量分别为 1.13 g·kg－1、0.85 g·kg－1、19.2 g·kg－1，沉积物机械组成为 1.5%沙粒、75.4% 粉粒和 23.1%粘粒.

1.3 吸附实验

准确称取 0.0100 g Nap、0.0100 g Ant、0.0050 g BaP，分别溶于无水乙醇，100 mL 棕色容量瓶定容，得到100 mg·L－1Nap、100 mg·L－1Ant、50 mg·L－1BaP 的标准贮备溶液，密封后储于在 4 ℃冰箱内，备用.实验前用含0.01 mol·L－1CaCl2、200 mg·L－1NaN3的溶液稀释标准贮备液配成不同浓度的工作液(无水乙醇含量不超过0.1%).

吸附动力学实验:称取0.20 g沉积物风干样品置于一系列10 mL具塞比色管中，分别加入5 mL 100 μg·L－1Nap、100 μg·L－1Ant或 10 μg·L－1BaP 溶液，盖紧，用密封膜密封以避免实验过程中 PAHs的挥发损失.25 ℃下避光 40 r·min－1振荡，分别在 0.3、0.6、1.0、1.3、1.6、2.0、3.0、4.0、6.0、8.0、10.0、12.0、24.0、48.0、72.0 h 后取样.2500 r·min－1离心25 min 后定量移取上清液，测定其中 PAHs含量.

等温吸附实验:称取一定量沉积物样品于50 mL具塞比色管中，加入一定体积不同浓度的PAHs系列溶液，盖紧，密封.每2个平行样一组.选择沉积物采集地年气温变化范围内的15℃、25℃和35℃条件下，40 r·min－1振荡 48 h 后，2500 r·min－1离心 25 min，定量移取上清液，测定其中 PAHs含量.

盐度对吸附的影响:在系列Nap、Ant和BaP溶液配制过程中加入一定量的NaCl和MgSO4［12］，使其盐度分别为5、10、20和30.在25℃下按上述方法进行等温吸附实验.

不同尺寸团聚体对吸附的影响:取适量1.2中所采集沉积物湿样，湿筛法［13］得到4种不同尺寸，分别为 ＜0.063、0.063—0.25、0.25—1.0 和 ＞1.0 mm 的团聚体，将各尺寸团聚体风干、备用.分别称取一定量的不同尺寸团聚体加入50 mL带盖比色管中，加入20 mL不同浓度的Ant系列溶液，盖紧，密封.每2 个平行样一组.在25 ℃下，40 r·min－1振荡48 h 后，2500 r·min－1离心25 min，定量移取上清液，测定其中PAHs含量.

空白实验:在进行吸附实验的同时，做吸附剂空白实验和吸附质空白实验.实验结束时3种PAHs的回收率均在95.2%以上，表明实验过程中3种PAHs的挥发及比色管壁的吸附影响可忽略;同时，实验结束时溶液中未检出3种PAHs，表明沉积物本底PAHs的影响可忽略.

1.4 PAHs测定方法

采用课题组新建的同步荧光法［14］同时测定水溶液中Nap、Ant和BaP.当Δλ=120 nm时，Nap、Ant和BaP的同步荧光峰分别位于215、254、288 nm处，相互间无干扰.扫描空白沉积物浸提溶液的同步荧光光谱发现沉积物的背景荧光对样品中3种PAHs的测定无干扰.方法的定量分析参数列于表1.

表1 同步荧光法测定溶液中Nap、Ant和BaP的分析特性参数Table 1 Analytical parameters of Nap、Ant and BaP in aqueous solution by synchronous fluorescence spectrometry

将本文所建方法与美国EPA标准中测定水中PAHs的几种常见方法的检测限相比，如表2所示.由表2可知，本文所建方法与EPA标准方法的PAHs检测限水平相当.可见，本文所建方法的分析特性可满足研究的要求.

表2 水体中PAHs标准测定方法Table 2 Standard methods for the determination of PAHs in Water

1.5 沉积物不同尺寸团聚体性质测定

取所得尺寸团聚体风干样品5.00 g分别于100 mL三角瓶中，加入50 mL 1.0 mol·L－1HCl溶液，反应24 h，以去除样品中碳酸盐.用水至少清洗3次以去除Cl－，再将样品于60℃烘至恒重，所得样品磨细.取约10 mg用于测定其总有机碳(TOC)和总氮(TN)含量.取剩余样品置于马弗炉中，(375±2)℃氧化24 h后取出冷至室温，测定C含量即为碳黑(BC)含量［19］.

1.6 数据分析

等温吸附实验数据分别用Henry模型和Freundlich模型进行拟合:

其中，qe为沉积物平衡吸附量，Ce为溶质的平衡浓度(μg·L－1).Kd是吸附质的线性分配系数，Kf是Freundlich模型下与吸附容量和吸附强度有关的常数，n是等温吸附特征常数，n=1为线性吸附，n≠1为非线性吸附.qe=(C0－Ce)×V/m，其中C0为目标物的初始浓度(μg·L－1);V为水相体积(mL);m为沉积物量(g).Kd和Kf值用软件Origin 7.5分别按线性和非线性回归求得.

2 结果与讨论

2.1 3种PAHs在沉积物上的吸附动力学

不同化合物在不同沉积物上的吸附动力学特征不同，表现为吸附速率、吸附平衡时间和吸附平衡量的不同［20］.本文3种PAHs在沉积物上的吸附动力学实验结果见图1.由图1可知，3种PAHs在沉积物中的吸附均表现为快吸附和慢吸附两个阶段.溶液中3种PAHs的量在最初2 h内急剧减小，2 h后其各自的吸附速率明显减慢，12—48 h之间可以达到吸附平衡并趋于稳定.与48 h的吸附量相比，吸附72 h后沉积物对3种PAHs的吸附量增率在0.3%—5.4%，因此将后续实验中的吸附平衡时间定为48 h.

图1 Nap、Ant和BaP在沉积物上的吸附动力曲线(a)0—12h，(b)0—72hFig.1 Sorption kinetic curves of Nap，Ant and BaP in sediment

已有文献报道PAHs在沉积物上首先快速在暴露的矿物质表面吸附和在无定形有机质里分配，然后缓慢地在致密性有机质中分配和向颗粒物孔隙中扩散［21］.因此PAHs在沉积物中的吸附表现为快吸附和慢吸附过程.由于PAHs在沉积物上的慢吸附过程是影响PAHs的解吸和生物有效性的重要因素，因此，相关研究备受关注.已有的研究表明沉积物中BC或硬质碳对PAHs的吸附是造成慢吸附的重要原因.有文献提出［22－24］沉积物中BC对疏水性有机污染物的吸附一部分遵循分配原理的线性吸附，受其结构中的无定形脂肪碳或芳香碳组分控制，动力学过程较快;而另一部分为与微孔填充及表面吸附有关的非线性吸附，动力学过程较慢.

此外，3种PAHs的吸附速率和平衡吸附量不同.液相中Nap的浓度在1.3 h后迅速下降至初始浓度的52.7%;48 h时液相中Nap的量减至约15%.而Ant和BaP仅1 h后就降至过半，48 h时其液相浓度均少至10%.表明PAHs本身的性质是影响其在沉积物中吸附的重要因素.

2.2 3种PAHs在沉积物上的吸附等温线

PAHs在不同沉积物上的吸附机理不同，等温吸附实验是研究PAHs在沉积物中吸附机理的重要方法.目前常用的吸附平衡模型有:Henry线性模型、Freundlich模型、Langmuir模型、BET公式、deBoer－Zwikker极化模型、双模式模型(DMM)、多端元反应模型(DRM)、双点位Langmuir模型、Song和Shin简单经验模型、Polanyi－Manes模型和 Toth 模型等［20］.

3种PAHs在沉积物上的等温吸附实验结果见图2.由图2可知，3种PAHs在单位吸附剂上的吸附量随其液相浓度的增大而逐渐增大.本文分别用Henry线性模型和Freundlich模型拟合等温吸附实验数据，拟合参数见表3.由表3可知Henry线性模型对3种PAHs的拟合相关系数分别为0.9873、0.9568和0.8834，而 Freundlich模型的分别为0.9911、0.9677和0.9908.另外3种 PAHs的吸附指数 n全小于1，表明沉积物对3种PAHs的吸附都呈非线性.吸附容量Kf按Nap、Ant、BaP的顺序增加且偏离线性的程度也依次增大，说明沉积物的吸附参数与吸附质的性质有关，吸附质水溶解度越小或辛醇－水分配系数(Kow)越大，吸附容量越大，吸附指数越小.

图2 Nap、Ant、BaP在沉积物中的吸附等温线—— Freundlich模型，－－－－Henry模型Fig.2 Sorption isotherms of Nap，Ant and BaP in sediment

由等式Koc=Kd/foc计算经沉积物有机碳归一化的分配系数，其中foc是沉积物有机碳的百分含量，结果见表3.Nap、An和BaP在红树林沉积物中lgKoc值分别为2.79、3.15和4.37，略低于利用Kow预测出来的lgKoc值［25］，表明有机质对红树林沉积物吸附PAHs有重要作用.Chiou等［26］曾报道疏水性有机物的吸附主要以其分配至天然吸附剂所含有机质为主，分配系数(Kp)与吸附质的Kow关系密切.以3种PAHs的lgKow与其lgKf作图得到图3.由图3可知二者间呈线性关系，说明沉积物对3种PAHs的吸附以分配作用为主.然而如表3所示Freundlich吸附指数n不等于1，其原因可能是沉积物组分的复杂性和表面的不均匀性.已有的研究表明沉积物中的玻璃态、聚合态有机质(腐殖质、干酪根、BC等)对疏水性有机污染物的非线性吸附起重要作用［27－28］，如孙可等［29］指出菲(Phe)在BC上吸附的非线性最强，吸附量最大，且非水解有机碳和BC组分对Phe的吸附对于原始样品总吸附的贡献超过80%.

表3 Henry线性模型和Freundlich模型拟合参数Table 3 Fitting parameters of Henry linear model and Freundlich model

图3 3种PAHs的lgKow和lgKf间的关系Fig.3 Relationship between lgKowand lgKfof the three PAHs

2.3 温度对沉积物吸附3种PAHs的影响

已有文献报道温度也是影响疏水性有机污染物吸附平衡和吸附动力学的重要参数［30］.本实验15℃、25℃和35℃下Nap、Ant和BaP的Freundlich模型拟合参数见表4.由表4可知温度升高，3种PAHs的 n值增加，Nap的吸附指数 n从 0.741 增至 0.981，Ant、BaP 的分别由从 0.715、0.588 增至0.888、0.817.而其 Kf值则相反，Nap 的 Kf由 107.2 减至 10.8，Ant、BaP 的则分别从 246.2、2215.8 减至33.5、491.1.温度对不同 PAHs的影响差异不显著，Kd值增量约为 3.8—5.3 倍(表5).该结果与文献报道一致［31－32］.有研究表明温度升高使PAHs水溶性增大，从而减小沉积物对它的吸附［32］;也有研究认为温度升高，PAHs在沉积物中的分配作用减弱，使沉积物对PAHs的吸附减弱［31］.由本实验测得的不同温度下的Kd值，通过公式ΔG=－RT ln Kd和d(ln Kd)/d(1/T)=－ΔH/R计算得到PAHs在沉积物中吸附的自由能ΔG及吸附焓变ΔH值，结果如表5所示.由表5可知沉积物吸附3种PAHs的ΔG＜0;吸附焓变ΔH＜0，降低温度有利于沉积物对3种PAHs的吸附.

表4 不同温度下沉积物中Nap、Ant和BaP的Freundlich吸附参数Table 4 Freundlich sorption parameters of Nap，Ant and BaP in sediment at different temperatures

表5 PAHs在红树林沉积物上的吸附热力学参数Table 5 Thermodynamic parameters for PAHs adsorption on mangrove sediment

2.4 盐度对沉积物吸附3种PAHs的影响

盐度是红树林沉积物的重要环境因素.已有文献报道盐度是影响沉积物中PAHs吸附的重要因素［33－34］.本实验不同盐度下沉积物中3种PAHs的Freundlich模型拟合参数见表6.由表6可知沉积物中3种PAHs的吸附明显受盐度影响.盐度升高，特别在盐度＞20时，其Kf值明显增加.Chen［33］等也曾报道盐度达到20时沉积物对Phe的吸附明显增加.其原因为PAHs的溶解度随盐度增加而减小［34－35］，从而增加沉积物对其的吸附［5］;还有研究认为盐离子使有机质结构发生变化，从而影响其吸附.Means等［36］认为沉积物有机质本身能发生盐析作用，使疏水性有机物更易向其中分配，从而增加沉积物对PAHs的吸附.另外Turner等［37］认为盐度增大可压缩沉积物表面双电层或改变有机质结构，从而增强吸附.本研究中盐度变化对3种PAHs吸附的影响程度顺序为:Nap＞Ant＞BaP.该结果与Tremblay等［38］的研究结果一致，即盐度对沉积物吸附荧蒽的影响程度大于Phe.可见盐度对低环PAHs吸附的影响大于高环PAHs.

表6 不同盐度下沉积物中Nap、Ant和BaP的Freundlich模型吸附特性参数Table 6 Freundlich sorption parameters of Nap，Ant and BaP in sediment at different salinities

表7 不同尺寸团聚体对Ant的Freundlich模型吸附参数Table 7 Freundlich sorption parameters of Ant in sediment aggregates with different sizes

2.5 不同尺寸团聚体对沉积物吸附Ant的影响

目前多数研究认为沉积物吸附PAHs以有机质的作用为主，因此沉积物中PAHs吸附/解吸机理的研究主要从有机质展开［6，8，15］.然而沉积物是有机质和矿物质及孔隙的结合体，有机质不能完全代表吸附剂本身，矿物质及孔的影响不可忽视.矿物质的结构性质不仅影响与之结合的有机质的立体结构和空间构型，从而间接影响吸附行为，且直接影响吸附剂吸附容量的大小.团聚体是沉积物结构的基本单元，不同尺寸团聚体的化学组成和结构特性不同，因此对疏水性有机物的吸附模式和机理不同［13，39］.本文采用无破坏的机械湿筛分法获得不同尺寸的沉积物团聚体，通过分析Ant在其中的吸附等温线来比较不同尺寸团聚体对沉积物中PAHs吸附的影响，Freundlich模型拟合参数见表7.由表7可知，不同尺寸团聚体的n值均小于1，表明其对Ant的吸附呈非线性.＞1 mm团聚体的n值最小，表明其非线性程度最高.不同尺寸团聚体对 Ant的吸附容量 Kf顺序为 0.063—0.25 ＞(＜0.063)＞0.25—1.0 ＞(＞1.0)mm.

已有文献报道团聚体的尺寸大小对吸附产生影响的原因与其有机质含量有关［40－41］.本文所用不同尺寸团聚体的TOC、TN和BC含量见表8.由表8可知1.0—0.063 mm的团聚体，尺寸越小，其TOC含量越高，这与其Kf值的变化相对应，表明有机质含量是影响不同尺寸团聚体吸附PAHs的重要因素.但＜0.063 mm的组分例外.比较团聚体的BC含量可知＜0.063 mm团聚体的BC含量小于0.063—0.25 mm团聚体，但高于其它两种团聚体，这与其Kf值的变化相对应.

Accardi－Dey［19］所测得的 BC 标化分配平衡系数为 106.25 ±0.14(μg·kg－1BC)/(μg·L－1)n，表明BC有极强的吸附能力.近来研究表明沉积物中普遍存在BC，且其对有机污染物的吸附起支配作用［42－44］.本实验结果也表明BC含量是决定团聚体对Ant吸附容量的重要因素.可见有机质含量及有机质性质是决定团聚体吸附PAHs的关键因素.

表8 不同尺寸团聚体的基本性质Table 8 Selected characteristics of sediment aggregates with different sizes

3 结论

上述实验结果表明3种PAHs在本九龙江口红树林沉积物上的吸附为两阶段吸附过程，且呈非线性.Freundlich模型能较好地描述3种PAHs在所研究沉积物中的吸附行为.沉积物对3种PAHs的吸附容量与其性质关系密切，PAHs水溶解度越小或辛醇－水分配系数越大，吸附容量Kf越大.重要环境因素温度和盐度对PAHs吸附的影响明显，沉积物对PAHs的吸附容量Kf随温度增加而减小，随盐度增加而增加.沉积物不同尺寸团聚体对 PAHs的吸附有明显差异，吸附容量 Kf顺序为0.063—0.25＞(＜0.063)＞0.25—1.0＞(＞1.0)mm，有机质含量及有机质性质是决定团聚体吸附PAHs的关键因素.另外，PAHs在红树林沉积物上的吸附与其它沉积物相比，有相似的规律，但也有明显不同.如沉积物不同尺寸团聚体的有机质性质不同，且是影响沉积物吸附PAHs的重要因素，该方面相关研究工作还有待深入开展.

［1］余刚，牛军峰，黄俊.持久性有机污染物:新的全球性环境问题［M］.北京:科学出版社，2005

［2］王萍，王学东，张勇.红树林生态系统多环芳烃的污染研究进展［J］.生态环境学报，2010，19(2):466－471

［3］Ke L，Ye K S H，Wong Y S，et al.Spatial and vertical distribution of PAHs in mangrove sediments［J］.Sci Total Environ，2005，340(1/3):177－187

［4］Gaspare L，Machiwa J F，Mdachi S J M，et al.Polycyclic aromatic hydrocarbon(PAH)contamination of surface sediments and oysters from the inter－tidal areas of Dares Salaam，Tanzania［J］.Environ Pollut，2009，157(1):24－34

［5］吴文伶，孙红文，菲在沉积物上的吸附－解吸研究［J］.环境科学，2009，30(4):1133－1138

［6］齐亚超，张承东，王贺，等.黑碳对土壤和沉积物中菲的吸附解吸行为及生物可利用性的影响［J］.环境化学，2010，29(5):848－854

［7］Villaverde J，Van Beinum W，Beulke S，et al.The kinetics of sorption by retarded diffusion into soil aggregate pores［J］.Environ Sci Technol，2009，43(21):8227－8232

［8］Yang Y，Zhang N，Xue M，et al.Impact of soil organic matter on the distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs)in soils［J］.Eviron Pollut，2010，158(6):2170－2174

［9］晏彩霞，杨毅，王丽丽，等.长江口滨岸带潮滩沉积物中菲的吸附特征［J］.环境科学学报，2011，31(3):567－574

［10］Tam N F Y，Wang Y S.Retention of wastewater－borne nitrogen and phosphorus in mangrove soils［J］.Environ Technol，1996，17(3):851－859

［11］Page A L.Methods of soil analysis，second edition［M］.New York:ASA Press，1982

［12］中国国家标准汇编.160.GB12763－12801［M］.北京:中国标准出版社，1993

［13］Ghosh U，Talley J W，Luthy R G.Particle－scale investigation of PAH desorption kinetics and thermodynamics from sediment［J］.Environ Sci Technol，2001，35(17):3468－3475

［14］Cai Z Q，Zhu Y X，Zhang Y.Simultaneous determination of dissolved anthracene and pyrene in aqueous solution by synchronous fluorimetry［J］.Spectrochim Acta Part A，2008，69(1):130－133

［15］EPA Method 525.1.Determination of organic compounds in drinking water by liquid－solid extraction and capillary column gas chromatography/mass spectrometry［S］.United States:Environmental Protection Agency，1991

［16］EPA Method 625.Methods for organic chemical analysis of municipal and industrial wastewater，method 625—base/neutrals and acids［S］.United States:Environmental Protection Agency，1992

［17］EPA Method 550.Determination of polycyclic aromatic hydrocarbons in drinking water by liquid－liquid extraction and HPLC with coupled ultraviolet and fluorescence detection［S］.United States:Environmental Protection Agency，1990

［18］EPA Method 625.Methods for organic chemical analysis of municipal and industrial wastewater，method 610—polynuclear aromatic hydrocarbons［S］.United States:Environmental Protection Agency，1992

［19］Accardi－Dey A，Gschwend P M.Assessing the combined roles of natural organic matter and black carbon as sorbents in sediments［J］.Environ Sci Technol，2002，36(1):21－29

［20］Mechlińska A，Gdaniec－Pietryka M，Wolska L，et al.Evolution of models for sorption of PAHs and PCBs on geosorbents［J］.Trac－Trends Anal Chem，2009，28(4):466－482

［21］Weber W J Jr，Huang W.A distributed reactivity model for sorption by soil and sediments.4.Intraparticle heterogeneity and phase distribution relationships under nonequilibrium conditions［J］.Environ Sci Technol，1996，30(3):881－888

［22］Chun Y，Sheng G，Chiou C T，et al.Compositions and sorptive properties of crop residue－derived chars［J］.Environ Sci Technol，2004，38(17):4649－4655

［23］Chen B，Zhou D，Zhu L.Transitional adsorption and partition of nonpolar and polar aromatic contaminants by biochars of pine needles with different pyrolytic temperatures［J］.Environ Sci Technol，2008，42(14):5137－5143

［24］周尊隆，卢媛，孙红文.菲在不同性质黑炭上的吸附动力学和等温线研究［J］.农业环境科学学报，2010，29(3):476－480

［25］戴树桂，岳贵春，王晓蓉，等.环境化学［M］.北京:高等教育出版社，1996

［26］Chiou C T，Mcgroddy S E，Kile D E.Partition characteristics of polycyclic aromatic hydrocarbons on soils and sediments［J］.Environ Sci Technol，1998，32(2):264－269

［27］Ran Y，Huang W L，Rao P S C，et al.The role of condensed organic matters in the nonlinear sorption of hydrophobic organic contaminants by peat and sediments［J］.J Environ Qual，2002，31(6):1953－1962

［28］RanY，Xiao B H，Huang W L，et al.Kerogen in aquifer material and its strong sorption for nonionic organic pollutants［J］.J Environ Qual，2003，32(5):1701－1709

［29］孙可，Xing Bao Shan，冉勇.土壤和沉积物中非水解有机碳对菲的吸附［J］.环境化学，2007，26(6):758－761

［30］Ten Hulscher Th E M，Cornelissen G.Effect of temperature on sorption equilibrium and sorption kinetics of orga nic micropollutants——a review［J］.Chemosphere，1996，32(4):609－626

［31］Zhang J H，Zheng J H，He M C.Effects of temperature and surfactants on naphthalene and phenanthrene sorption by soil［J］.J Environ Sci，2009，21(8):667－674

［32］Piatt J J，Backhus D A，Capel P D，et al.Temperature－dependent sorption of naphthalene phenanthrene and pyrene to low organic carbon aquifer sediment［J］.Environ Sci Technol，1996，30(3):751－760

［33］Chen J L，Wong Y S，Nora F Y T.Static and dynamic sorption of phenanthrene in mangrove sediment slurry［J］.J Hazard Mater，2009，168(2/3):1422－1429

［34］Eganhouse R P，Calder J A.The solubility of medium molecular－weight aromatic hydrocarbons and effects of hydrocarbon co－solutes and salinity［J］.Geochim Cosmochim Ac，1976，40(5):555－561

［35］Whitehouse B G.The effects of temperature and salinity on the aqueous solubility of polynuclear aromatic－hydrocarbons［J］.Mar Chem，1984，14(4):319－332

［36］Means J C.Influence of salinity upon sediment－water partitioning of aromatic hydrocarbons［J］.Mar Chem，1995，51(1):3－16

［37］Turner A.Salting out of chemicals in estuaries:implications for contaminant partitioning and modeling［J］.Sci Total Environ，2003，314－316:599－612

［38］Tremblay L，Kohl S D，Rice J L，et al.Effects of temperature，salinity，and dissolved humic substances on the sorption of polycyclic aromatic hydrocarbons to estuarine particles［J］.Mar Chem，2005，96(1/2):21－34

［39］Ghosh U，Hawthorne S B.Particle－scale measurement of PAH aqueous equilibrium partitioning in impacted sediments［J］.Environ Sci Technol，2010，44(4):1204－1210

［40］倪进治，骆永明，张长波.长江三角洲地区土壤环境质量与修复研究Ⅲ.农业土壤不同粒径组分中菲和苯并［a］芘的分配特征［J］.土壤学报，2006，43(5):717－722

［41］Zhou Y，Liu R，Tang H.Sorption interaction of phenanthrene with soil and sediment of different particle sizes and in various CaCl2solutions［J］.J Colloid Interface Sci，2004，270(1):37－46

［42］Flores－Cervantes D X，Plata D L，MacFarlane J K，et al.Black carbon in marine particulate organic carbon:Inputs and cycling of highly recalcitrant organic carbon in the Gulf of Maine［J］.Mar Chem，2009，113(3/4):172－181

［43］Sánchen－García L，Cato I，Gustafssonö.Evaluation of the influence of black carbon on the distribution of PAHs in sediments from along the entire Swedish continental shelf［J］.Mar Chem，2010，119(1/4):44－51

［44］Xia X H，Li Y R，Zhou Z，et al.Bioavailability of adsorbed phenanthrene by black carbon and multi－walled carbon nanotubes to Agrobacterium［J］.Chemosphere，2010，78(11):1329－1336

SORPTION OF TYPICAL PAHS ON MANGROVE SEDIMENT AND THEIR INFLUENCING FACTORS

LIU Beibei CHEN Li ZHANG Yong

(State Key Laboratory of Marine Environmental Science，Environmental Science Research Center，Xiamen University，Xiamen，361005，China)

Batch isotherm experiments were performed to study the sorption characteristics of typical polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs)，naphthalene，anthracene and benzo［a］pyrene on mangrove sediment from Jiulong River estuary.The effects of water temperature，salinity and sediment aggregates with different sizes on the sorption of the three PAHs were investigated.The results demonstrated that the sorption of the three PAHs in the mangrove sediment was a two－step process，including a rapid sorption process and then a slow sorption process.The sorption process can be well described by Freundlich model，and the sorption of the three PAHs on sediment was nonlinear.The sorption capacities of the PAHs on the sediment were in the order of benzo［a］pyrene＞anthracene＞naphthalene.The sorption capacities of the three PAHs on sediment decreased with increasing temperature，but increased with salinity.The sorption capacities of PAHs on sediment aggregates with different sizes were in the order of 0.063—0.25 ＞(＜ 0.063)＞0.25—1.0 ＞(＞1.0)mm，and it was due to the difference of black carbon content in sediment aggregates.

PAHs，mangrove，sediment，sorption.

2011年4月10日收稿.

*国家自然科学基金(20777062);创新团队发展计划项目(40821063);教育部博士点基金(200803840015)资助.

＊＊通讯联系人，Tel:0592－2188685;E－mail:yzhang@xmu.edu.cn