海洋环境中短链氯化石蜡的研究综述_马新东

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微塑料对双壳贝类毒性效应的研究进展

Advances in Environmental Protection 环境保护前沿, 2022, 12(3), 543-553Published Online June 2022 in Hans. /journal/aephttps:///10.12677/aep.2022.123072微塑料对双壳贝类毒性效应的研究进展李佳，吴为，卫洲，张万*安徽理工大学，安徽淮南收稿日期：2022年5月11日；录用日期：2022年6月15日；发布日期：2022年6月22日摘要微塑料因比表面积大、传输距离长、吸附性强、难降解等特性而广泛存在于水环境系统中，其造成的污染问题已经引起了世界各地学者的广泛关注。

本文以双壳贝类为主要对象，综述了微塑料对水生生物造成影响的途径和海洋中微塑料引起双壳贝类产生的各种毒性效应。

今后，应进一步加强微塑料对双壳贝类毒性效应的研究，建立以双壳贝类作为水环境中微塑料污染的指示生物，形成一套系统的微塑料生物监测方法。

关键词微塑料，水生生物，双壳贝类，毒性效应Research Progress in the Study ofMicroplastics on Toxic Effects on BivalveMollusksJia Li, Wei Wu, Zhou Wei, Wan ZhangAnhui University of Science and Technology, Huainan AnhuiReceived: May 11th, 2022; accepted: Jun. 15th, 2022; published: Jun. 22nd, 2022AbstractMicroplastics are widely present in the water environment system because of their large specific surface area, long transport distance, strong adsorption, and difficulty in degradation. The pollu-tion problems caused by them have attracted extensive attention from scholars all over the world.In this paper, bivalve shellfish as the main object, the influence of microplastics on aquatic organ-*通讯作者。

微波消解-原子荧光法测定海洋生物中As

2. 2 微波消解液赶酸步骤的选择用 HNO3 + H2 O2 作为消解酸，海洋生物样品经微波消
解后，将消解液直接转移至 50 mL 比色管中，纯水定容，混匀，而后移取 10. 0 mL 上清液于 5 0 mL 比色管中，加入硫脲-抗坏血酸溶液，用 10% HCI 溶液定容，测定原子荧光强度。另取相同的海洋生物样品经微波消解后，将消解
波消解。消解完毕后，冷却至室温，转移至 50 mL 烧杯中，置于电热板上，于 140C 蒸至 1 mL 左右，然后转移到
50 mL 比色管中，用 10% HCi 溶液定容，混匀，待溶液澄
清。取 10 mL 上清液于 50 mL 比色管中，加入 2. 5 mL 硫
脲—抗坏血酸溶液，用 10% HCi 溶液定容，混匀，待测。表 1 微波消解程序
Abstract：This articie investigated the predisposai of As in marine bioiogy by the method of microwave digestion and the resuit was accurate using the reducing agent of Thiourea L-Ascorbic acid and atomic fiuorescence spectrometry. Compared with the traditionai wet digestion，it can make the anaiysis of As in marine bioiogy simpier、faster、high efficient and avoiding contamination. Microwave digestion wiii become an ideai predisposai of marine environmentai sampies. Key words：microwave digestion；marine bioiogy；arsenic；atomic fiuorescence spectrometry

海洋污损生物防治研究进展

96为壯科■技2019年第7期海详•污损生炀厉治研究逬展◊海南热带海洋学院理学院王芸王彩霞李舒静李明珍符泽蕊近年来，海洋污损生物对海洋生态的影响越来越严重，因此有必要研究防治海洋污损生物的方法以降低对海洋环境的危害。

在各位学者研究及发现的基础上，本文简要介绍海洋污损生物的危害，细述几种防治海洋污损生物的主要方法和相关技术，简述防污方法的原理，并根据当前研究现状对后继研究防治海洋污损生物展开展望。

1前言海洋污损生物又称为海洋附着生物，是指栖息、附着及生长在船底和各种人工设施上的藤壶、贻贝等，是一类对人类经济活动产生非常不利影响的动物、植物、微生物的总称葺它会增大船舰航行时的阻力，导致船舰航速下降，增加燃料的消耗，对船舶等许多海洋结构物产生影响，阻碍人类对海洋的开发。

自从人们开始从事海洋活动，海水腐蚀问题和海洋污损生物的问题就越来越严重，对人们开发与利用海洋资源有一定的限制；而近年来随着海上产业，如海底石油、海洋发电等的迅速成长，海洋污损生物对海洋结构物的危害更是愈加严峻，在一定程度上约束了人们在海洋上的活动范围，对人类的经济造成巨大损失，所以海洋污损生物现象应该引起人们的重视。

附着的污损生物不仅是会破坏物体结构表层，使其产生局部腐蚀；而且还会堵塞给排水管道，严重影响海洋设施的安全性和使用寿命％2海洋污损生物防除方法2.1涂层法涂料涂层保护法是最常用的防污方法之一，是利用防污涂料喷涂在船体或其他载体表面，对其表面轮廓形成一层保护，达到有效防止污损生物附着在船船等其他载体表面的目的％（1）含接枝防污涂料。

江学志z等通过丙烯酰胺与草甘麟的合成，得到丙烯酰草甘麟，并将丙烯酰草甘麟与丙烯酸酯类单体共聚，合成侧链含草甘麟的丙烯酸树脂，制成防污涂料样品，通过测试表明丙烯酰草甘麟径乙酯能成功接枝到丙烯酸树脂的侧链。

这一系列的实验证明，丙烯酰草甘麟可以接枝到丙烯酸树脂侧链，草甘麟以及丙烯酰草甘麟两者都对藤壶幼体有抑制毒性的作用；实验的附着抑制率达到了41%,对新月菱形藻附着也表现出明显的抑制性；附着抑制率最高可达到46.9%,说明两者都对海洋污损生物附着具有良好的抑制作用，涂料防污性能良好，发展前景好。

海洋环境及生物体内多环芳烃及重金属研究综述

第２卷第２/３期２０２０年３月环境生态学ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＥｃｏｌｏｇｙＶｏｌ２Ｎｏ２/３Ｍａｒ２０２０海洋环境及生物体内多环芳烃及重金属研究综述郝㊀喆１ꎬ２ꎬ３ꎬ王成龙１ꎬ冯子岳１ꎬ邹欣庆１ꎬ２ꎬ３∗(１.南京大学地理与海洋科学学院ꎬ江苏南京㊀２１００９３ꎻ２.自然资源部第二海洋研究所工程海洋学重点实验室ꎬ浙江杭州㊀３１００１２ꎻ３.南京大学中国南海研究协同创新中心ꎬ江苏南京㊀２１００９３)摘要:随着工业废水和生活污水排放量的增加ꎬ我国海洋污染和海洋食品安全问题时有发生ꎬ持久性有毒污染物(ＰＴＳｓ)因种类多㊁毒性强ꎬ难降解而备受关注ꎮ本研究选取多环芳烃和重金属作为ＰＴＳｓ的典型代表ꎬ对国内外海洋环境及海洋生物体内多环芳烃和重金属的污染赋存及富集积累研究进行综述ꎬ总结已有研究结果并以此为结果进行展望ꎮ关键词:持久性有毒污染物ꎻ多环芳烃ꎻ重金属ꎻ海洋环境ꎻ海洋生物中图分类号:Ｘ５５㊀㊀文献标识码:Ａ㊀㊀文章编号:２０９６￣６８３０(２０２０)０２/０３￣００８９￣０４Ｒｅｖｉｅｗｏｎｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓａｎｄｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｍａｒｉｎｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｎｄｏｒｇａｎｉｓｍｓ.ＨＡＯＺｈｅ１ꎬ２ꎬ３ꎬＷＡＮＧＣｈｅｎｇ￣ｌｏｎｇ１ꎬＦＥＮＧＺｉ￣ｙｕｅ１ꎬＺＯＵＸｉｎ￣ｑｉｎｇ１ꎬ２ꎬ３∗(１.ＳｃｈｏｏｌｏｆＧｅｏｇｒａｐｈｉｃａｎｄＯｃｅａｎｏｇｒａｐｈｉｃＳｃｉｅｎｃｅｓꎬＮａｎｊｉｎｇＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙꎬＮａｎｊｉｎｇ２１００９３ꎬＣｈｉｎａꎻ２.ＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇＯｃｅａｎｏｇｒａｐｈｙꎬＳｅｃｏｎｄＩｎｓｔｉｔｕｔｅｏｆＯｃｅａｎｏｇｒａｐｈｙꎬＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＮａｔｕｒａｌＲｅｓｏｕｒｃｅｓꎬＨａｎｇｚｈｏｕ３１００１２ꎬＣｈｉｎａꎻ３.ＣｏｌｌａｂｏｒａｔｉｖｅＩｎｎｏｖａｔｉｏｎＣｅｎｔｅｒｏｆＳｏｕｔｈＣｈｉｎａＳｅａＳｔｕｄｉｅｓꎬＮａｎｊｉｎｇＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙꎬＮａｎｊｉｎｇ２１００９３ꎬＣｈｉｎａ).ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＥｃｏｌｏｇｙꎬ２０２０ꎬ２(２/３)ꎬ８９~９２.Ａｂｓｔｒａｃｔ:ＷｉｔｈｔｈｅｉｎｃｒｅａｓｅｏｆｔｈｅｄｉｓｃｈａｒｇｅｏｆｉｎｄｕｓｔｒｉａｌｗａｓｔｅｗａｔｅｒａｎｄｄｏｍｅｓｔｉｃｓｅｗａｇｅꎬｍａｒｉｎｅｐｏｌｌｕｔｉｏｎａｎｄｓａｆｅｔｙｐｒｏｂｌｅｍｓｏｆｍａｒｉｎｅｆｏｏｄｏｃｃｕｒｆｒｏｍｔｉｍｅｔｏｔｉｍｅｉｎＣｈｉｎａ.Ａｍｏｎｇｔｈｅｐｏｌｌｕｔｉｏｎｓꎬｔｙｐｉｃａｌｐｅｒｓｉｓｔｅｎｔｔｏｘｉｃｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ(ＰＴＳｓ)ｈａｖｅａｔｔｒａｃｔｅｄｍｕｃｈａｔｔｅｎｔｉｏｎｄｕｅｔｏｔｈｅｉｒｎｕｍｅｒｏｕｓｖａｒｉｅｔｉｅｓꎬｓｔｒｏｎｇｔｏｘｉｃｉｔｙａｎｄｄｉｆｆｉｃｕｌｔｙｉｎｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ.Ｔｈｉｓｓｔｕｄｙｃｈｏｓｅｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ(ＰＡＨｓ)ａｎｄｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓａｓｔｙｐｉｃａｌｅｘａｍｐｌｅｓｏｆＰＴＳｓ.ＴｈｅｐｏｌｌｕｔｉｏｎｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅａｎｄａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎｏｆＰＡＨｓａｎｄｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｍａｒｉｎｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｎｄｍａｒｉｎｅｏｒｇａｎｉｓｍｓａｔｈｏｍｅａｎｄａｂｒｏａｄｗｅｒｅｒｅｖｉｅｗｅｄ.Ｔｈｅｅｘｉｓｔｉｎｇｒｅｓｅａｒｃｈｒｅｓｕｌｔｓｗｅｒｅｓｕｍｍａｒｉｚｅｄａｎｄｐｒｏｓｐｅｃｔｅｄ.Ｋｅｙｗｏｒｄｓ:ｔｙｐｉｃａｌｐｅｒｓｉｓｔｅｎｔｔｏｘｉｃｓｕｂｓｔａｎｃｅｓꎻｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓꎻｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓꎻｍａｒｉｎｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔꎻｍａｒｉｎｅｏｒｇａｎｉｓｍ㊀㊀收稿日期:２０１９￣０９￣２６基金项目:国家自然基金(４１６０１５６０)资助ꎮ作者简介:郝喆(１９８９￣)ꎬ女ꎬ黑龙江绥化人ꎬ硕士ꎬ工程师ꎬ主要研究方向为海洋环境及人体健康ꎮ通讯作者:邹欣庆ꎬＥ￣ｍａｉｌ:ｚｏｕｘｑ＠ｎｊｕ.ｅｄｕ.ｃｎꎮ１㊀研究背景随着工业废水和生活污水排放量的增加ꎬ我国海洋污染和海洋食品安全问题时有发生[１]ꎬ人们对其关注程度也越来越高ꎮ在众多污染物中ꎬ持久性有毒污染物(ＰＴＳｓ)因种类多㊁毒性强ꎬ在环境中难降解㊁可远距离传输并随食物链在动物和人体内累积等特性ꎬ而被广泛关注[２]ꎮ多环芳烃(ＰｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓꎬＰＡＨｓ)是目前环境中分布最为广泛并且与人类活动关系密切的典型持久性有机污染物ꎬ具有半挥发性㊁长距离迁移㊁生物蓄积性和高毒性ꎬ并可对环境和人体健康造成不良影响[３￣５]ꎮ因其具有对环境及人体健康不可忽视的三致作用 ꎬ而越来越受到科学界的广泛关注[３ꎬ４ꎬ６]ꎮ重金属是目前环境中广泛存在的典型持久性无机污染物ꎬ具有强毒性㊁耐还原性㊁耐降解性[１ꎬ７]ꎮ其在食物链中的影响随着营养级的增加而不断放大ꎬ最终在高营养级生物体内大量富集ꎬ进而危害到人类的生命健康[１]ꎮ海水是海洋环境受到污染时的第一层受体ꎬ对进入海洋环境中的ＰＴＳｓ的迁移转化㊁生物效应及归趋起极其重要的作用ꎮ进入海水的ＰＴＳｓ通过吸附㊁络合等方式在生物和沉积物中积累[８ꎬ９]ꎬ而沉积物中积累的污染物也是海洋生物尤其是底栖动物摄入污染物质的重要来源[１０]ꎮ因此ꎬ分析海洋环境中海水㊁沉积物㊁悬浮颗粒物以及海洋生物中ＰＴＳｓ的环境效应ꎬ对确保安全㊁规避其可能产生的不良影响具有重要的科学意义ꎮ近年来ꎬ海洋生态环境恶化加剧ꎬ海洋生态系统的平衡被打破ꎬ海洋环境状况堪忧ꎮＰＴＳｓ由于其持久性㊁难降解性而受到广泛关注ꎮ目前ꎬ国内外对于ＰＴＳｓ环境效应的研究仍在进行ꎬ并取得了一定的进展ꎮ而随着海洋地位的凸显ꎬ对于海洋环境㊁海洋生环境生态学第２/３期㊀物体内ＰＴＳｓ的研究也越发受到各界的关注ꎮ海洋生物作为人类重要的食物来源ꎬ同样受到各界的广泛关注[１１]ꎮ２㊀海洋环境及生物体内ＰＡＨｓ的研究２１㊀海洋环境中ＰＡＨｓ的污染赋存海洋被认为是ＰＡＨｓ最重要的汇 [１２ꎬ１３]ꎬ人类活动产生的大量ＰＡＨｓ进入环境介质后最终会随着大气和河流进入到海洋[１４ꎬ１５]ꎮ由于ＰＡＨｓ具有疏水性和亲脂性ꎬ一旦进入海洋就容易吸附在细颗粒物质表面ꎬ最终沉降到海底[１６]ꎮ目前ꎬ世界很多水体均不同程度受到ＰＡＨｓ的污染ꎮ研究者们分别在地中海阿布吉尔湾水体底泥中[１７]㊁土耳其博斯普鲁斯海峡沉积物中[１８]㊁阿根廷布兰卡港口水体中[１９]检测到了ＰＡＨｓ的存在ꎻ我国各类水环境中也相继检测出ＰＡＨｓ的存在[２０ꎬ２１]ꎮ２２㊀海洋生物体内ＰＡＨｓ的富集积累水环境中的ＰＡＨｓ除了能吸附于沉积物外ꎬ还能够通过水生生物食物链进行传递ꎬ并最终进入人体[２２]ꎮ在各种海洋食物中鱼类及贝类的贡献最大[２３]ꎮ因此ꎬ对于海洋生物体内ＰＡＨｓ累积和放大的研究变得尤为紧迫ꎮ研究表明ꎬ海洋生物体内ＰＡＨｓ的累积量与其生活的水环境中ＰＡＨｓ的浓度密切相关ꎬ当环境中ＰＡＨｓ的浓度过高ꎬ超过生物体对其排放能力时ꎬＰＡＨｓ就会在体内累积[５]ꎮ截至目前ꎬ许多国家和地区都对海洋鱼类及贝类体内ＰＡＨｓ残留进行了研究ꎬ并已经取得了一系列丰富的研究成果ꎮ研究对象上ꎬ既包括从市场直接购买的海产品也包括从自然水体中采集到的生物样品[２４]ꎮ研究内容上ꎬ主要关注单个物种体内ＰＡＨｓ的赋存水平:Ｃｈｅｕｎｇ等[２５]研究了香港市场上鱼类生物体内的ＰＡＨｓ的赋存水平ꎬ并对其健康风险进行评价ꎻ赵雨峰等[２６]调查了佳木斯断面野生鱼类ＰＡＨｓ的安全水平ꎻ宫向红等[２７]研究了海湾扇贝对于ＰＡＨｓ等持久性有机污染物的富集与消除效应ꎮ２３㊀ＰＡＨｓ研究的总结及展望以上研究ꎬ虽不能全面揭示ＰＡＨｓ在水生生态系统中的行为过程ꎬ但对于了解目前水生生物体内ＰＡＨｓ赋存水平有很大帮助ꎬ也为进一步研究和揭示ＰＡＨｓ在环境和生物体内的传递奠定了研究基础ꎮ研究方法上ꎬ早期的研究多侧重于对生物体内ＰＡＨｓ赋存特征的简单描述ꎻ之后随着生物富集因子法(ＢＡＦ)的成功运用ꎬ渐渐构建了海洋生物与海洋环境的关联ꎬ研究重点进一步拓展到探究影响生物体内ＰＡＨｓ累积的可能性控制因素ꎬ以及不同生物体内富集程度的对比[２８]ꎮ这些方法的运用取得了较为丰富的研究成果ꎬ也提高了人们对于ＰＡＨｓ生物富集效应的认识水平ꎮ进一步加强关于ＰＡＨｓ在海洋环境中的行为过程和环境效应的研究ꎬ可以使研究者更加全面和深入地了解海洋生态系统所处的状态以及面临的风险ꎬ对于科学合理地评估海洋生态系统的健康与否具有重要的理论指导和实践意义[２９]ꎮ然而随着研究方法及研究领域的拓展ꎬ关于ＰＡＨｓ累积水平的研究正面临着新的挑战ꎮ就研究内容来看ꎬ有关ＰＡＨｓ在海洋环境中不同介质间环境行为方面的研究已取得了较为丰富的研究成果ꎬ但是对于ＰＡＨｓ在特定生态系统中的研究仍有待进一步加强ꎮ就研究区域而言ꎬ目前的研究主要集中在河口和海湾等地区ꎬ缺乏对于人类活动影响剧烈的开放近海环境中ＰＡＨｓ污染特征的调查研究ꎮ对于海洋环境及海洋生物中ＰＡＨｓ的研究极具科学挑战ꎬ并有不可忽视的现实意义ꎮ３㊀海洋环境及生物体内重金属的研究３１㊀海洋环境中重金属的污染赋存进入水生系统的重金属通常被迅速输送到沉积物中ꎬ沉积物既是重金属的载体ꎬ又是水体中潜在的污染源ꎮ与上覆海水相比ꎬ沉积物因具有源和汇双重特性ꎬ其对于重金属元素的富集受到了研究者的普遍关注[３０]ꎮ目前ꎬ世界众多水体均不同程度受到了重金属的污染ꎮ研究者们分别在地中海渔场沉积物中[３１]㊁美国西岸沉积物[３２]中检测到重金属的污染赋存ꎬ我国南海[３３]㊁东海[３４]等地水体㊁沉积物中重金属的研究也层出不穷ꎮ３２㊀海洋生物体内重金属的富集积累重金属可从海水中直接转移到海洋生物体内ꎬ也可通过受污染的沉积物转移到海洋生物体体内[３５]ꎮ海洋生物体内积累的重金属随后通过食物链对人类健康造成威胁ꎬ有关重金属海洋环境行为的研究一直是国内外关注的重点ꎮ已有研究表明ꎬ与沉积物关系密切的水生动物(如贝类)ꎬ其体内往往会累积含量相对较高的重金属ꎬ正确评价底栖环境对其富集污染物的影响是非常重要和必需的[３６]ꎮ目前ꎬ针对海洋生物及环境中重金属的分析测定方法已趋成熟ꎮ国外研究者分别针对波罗的海[３７]㊁马０９㊀２０２０年郝喆等:海洋环境及生物体内多环芳烃及重金属研究综述来西亚半岛东部沿海养殖区[３８]等地主要海洋生物体内重金属含量进行了调查和分析ꎻ在国内ꎬ针对沿海生物体内重金属的研究广泛分布在黄渤海[３９]㊁东海沿岸[４０]㊁长江口以南[４１]等主要区域ꎮ事实上ꎬ海洋生物体内重金属含量不仅受海水中的重金属含量的支配ꎬ物种㊁所处海域位置㊁温度㊁营养水平的差异都将影响海洋生物中重金属的含量[３５]ꎮ不同生物体对重金属的富集程度不同ꎬ其中软体动物和甲壳类动物受到重金属的污染较重ꎬ鱼类受重金属的污染相对较轻ꎻ海洋生物中重金属含量由高到低依次为藻类㊁软体类㊁甲壳类㊁鱼类[３６]ꎮ３３㊀重金属研究的总结及展望综上所述ꎬ国内外学者对世界各地近岸海域不同介质中重金属含量进行了一定的研究分析ꎬ由于不同海域的情况不同ꎬ重金属污染的分布规律及评价结果也各有不同[２０]ꎮ目前ꎬ有关海洋生物体内重金属的富集过程和特定水域重金属污染及评价的研究较多ꎬ而对重金属在海洋环境中富集迁移过程的研究相对较少ꎬ因此仍具有很大的科研探索空间ꎮ参考文献[１]ＬＵＯＨＴꎬＷＡＮＧＱꎬＮＩＥＸＰꎬｅｔａｌ.Ｈｅａｖｙｍｅｔａｌｃｏｎｔａｍｉ￣ｎａｔｉｏｎｉｎｔｈｅｃｕｌｔｉｖａｔｅｄｏｙｓｔｅｒＣｒａｓｓｏｓｔｒｅａｒｉｖｕｌａｒｉｓａｎｄａｓ￣ｓｏｃｉａｔｅｄｈｅａｌｔｈｒｉｓｋｓｆｒｏｍａｔｙｐｉｃａｌｍａｒｉｃｕｌｔｕｒｅｚｏｎｅｉｎｔｈｅＳｏｕｔｈＣｈｉｎａＳｅａ[Ｊ].ＢｕｌｌｅｔｉｎｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｏｎｔａｍｉｎａ￣ｔｉｏｎａｎｄＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙꎬ２０１８ꎬ１:３３￣４１.[２]ＰＯＲＴＡＭ.ＰｅｒｓｉｓｔｅｎｔＴｏｘｉｃＳｕｂｓｔａｎｃｅｓ:ｅｘｐｏｓｅｄｉｎｄｉｖｉｄｕ￣ａｌｓａｎｄｅｘｐｏｓｅｄｐｏｐｕｌａｔｉｏｎｓ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｐｉｄｅｍｉｏｌｏｇｙａｎｄＣｏｍｍｕｎｉｔｙＨｅａｌｔｈꎬ２００４ꎬ５８:５３４￣５３５. [３]ＧＵＹＧꎬＫＥＣＬꎬＬＩＵＱꎬｅｔａｌ.Ｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏ￣ｃａｒｂｏｎｓ(ＰＡＨｓ)ｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＺｈｅｌｉｎＢａｙꎬｔｈｅｌａｒｇｅｓｔｍａｒｉｃｕｌｔｕｒｅｂａｓｅｏｎｔｈｅｅａｓｔｅｒｎＧｕａｎｇｄｏｎｇｃｏａｓｔꎬＳｏｕｔｈＣｈｉｎａ:ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎａｎｄｒｉｓｋｉｍｐｌｉｃａｔｉｏｎｓ[Ｊ].ＭａｒｉｎｅＰｏｌｌｕｔｉｏｎＢｕｌｌｅｔｉｎꎬ２０１６ꎬ１１０:６０３￣６０８.[４]ＮＡＶＡＲＲＯＰꎬＥＴＸＥＢＡＲＲＩＡＮꎬＡＲＡＮＡＧ.Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｏｆａｆｏｃｕｓｅｄｕｌｔｒａｓｏｎｉｃ￣ａｓｓｉｓｔｅｄｅｘｔｒａｃｔｉｏｎｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒ￣ｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｍａｒｉｎｅｓｅｄｉｍｅｎｔａｎｄｍｕｓｓｅｌｓａｍ￣ｐｌｅｓ[Ｊ].ＡｎａｌｙｔｉｃａＣｈｉｍｉｃａＡｃｔａꎬ２００９ꎬ６４８:１７８￣１８２. [５]王汨.长江上游鱼类体内多环芳烃的含量及饲料菲对中华倒刺鱼巴生态毒理学影响[Ｄ].重庆:西南大学ꎬ２０１３.[６]ＺＨＡＮＧＷＦꎬＬＩＵＸＰꎬＣＨＥＮＨＦ.ＨｅａｖｙｍｅｔａｌｐｏｌｌｕｔｉｏｎｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆａｔｙｐｉｃａｌｍａｒｉｃｕｌｔｕｒｅｚｏｎｅｉｎＳｏｕｔｈＣｈｉｎａ[Ｊ].ＭａｒｉｎｅＰｏｌｌｔｉｏｎＢｕｌｌｅｔｉｎꎬ２０１２ꎬ６４(４):７１２￣７２０. [７]ＪＩＡＮＧＹＸꎬＣＨＡＯＳＨꎬＬＩＵＪＷꎬｅｔａｌ.Ｓｏｕｒｃｅａｐｐｏｒｔｉｏｎ￣ｍｅｎｔａｎｄｈｅａｌｔｈｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｓｏｉｌｆｏｒａｔｏｗｎｓｈｉｐｉｎＪｉａｎｇｓｕＰｒｏｖｉｎｃｅꎬＣｈｉｎａ[Ｊ].Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅꎬ２０１７ꎬ１６８:１６５８.[８]ＧＡＯＸＬꎬＺＨＯＵＦＸꎬＣＨＥＮＣＴＡ.ＰｏｌｌｕｔｉｏｎｓｔａｔｕｓｏｆｔｈｅＢｏｈａｉＳｅａ:ａｎｏｖｅｒｖｉｅｗｏｆｔｈｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｑｕａｌｉｔｙａｓ￣ｓｅｓｓｍｅｎｔｒｅｌａｔｅｄｔｒａｃｅｍｅｔａｌｓ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎ￣ａｌꎬ２０１４ꎬ６２:１２￣３０.[９]ＡＬＹＡＺＩＣＨＹꎬＪＯＮＥＳＢꎬＭＣＬＥＡＮＥ.Ｓｏｕｒｃｅｉｄｅｎｔｉｆｉｃａ￣ｔｉｏｎａｎｄａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｓｅｄｉｍｅｎｔｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｔｒａｃｅｍｅｔａｌｓｉｎＫｏｇａｒａｈＢａｙꎬＮＳＷꎬＡｕｓｔｒａｌｉａ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｏｎｉｔｏｒｉｎｇａｎｄＡｓｓｅｓｓｍｅｎｔꎬ２０１５ꎬ１８７:１￣１０.[１０]亚力士.三亚湾近岸海域及其珊瑚生长区重金属污染现状与评价[Ｄ].南宁:广西大学ꎬ２０１８.[１１]ＧＯＬＤＥＮＣＤꎬＡＬＬＩＳＯＮＥＨꎬＤＥＹＭＭꎬｅｔａｌ.Ｆａｌｌｉｎｆｉｓｈｃａｔｃｈｔｈｒｅａｔｅｎｓｈｕｍａｎｈｅａｌｔｈ[Ｊ].ＮａｔｕｒｅＮｅｗｓꎬ２０１６ꎬ５３４:３１７￣３２０.[１２]ＷＡＮＧＣꎬＺＯＵＸꎬＺＨＡＯＹꎬｅｔａｌ.Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎꎬｓｏｕｒｃｅｓꎬａｎｄｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙ￣ｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｔｈｅｗａｔｅｒａｎｄｓｕｓｐｅｎｄｅｄｓｅｄｉｍｅｎｔｓｆｒｏｍｔｈｅｍｉｄｄｌｅａｎｄｌｏｗｅｒｒｅａｃｈｅｓｏｆｔｈｅＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒꎬＣｈｉｎａ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＰｏｌｌｕｔｉｏｎＲｅｓｅａｒｃｈꎬ２０１６ꎬ２３(１７):１７１５８￣１７１７０.[１３]ＨＵＬꎬＳＨＩＸꎬＱＩＡＯＳꎬｅｔａｌ.ＳｏｕｒｃｅｓａｎｄｍａｓｓｉｎｖｅｎｔｏｒｙｏｆｓｅｄｉｍｅｎｔａｒｙｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｔｈｅＧｕｌｆｏｆＴｈａｉｌａｎｄ:ｉｍｐｌｉｃａｔｉｏｎｓｆｏｒｐａｔｈｗａｙｓａｎｄｅｎｅｒｇｙｓｔｒｕｃｔｕｒｅｉｎＳＥＡｓｉａ[Ｊ].ＳｃｉｅｎｃｅｏｆｔｈｅＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔꎬ２０１７ꎬ５７５:９８２￣９９５.[１４]ＷＡＮＧＣꎬＺＯＵＸꎬＧＡＯＪꎬｅｔａｌ.Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎｓｔａｔｕｓｏｆｐｏｌｙｃｙ￣ｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｆｒｏｍｔｈｅＹａｎｇｔｚｅＲｉｖｅｒＥｓｔｕａｒｙａｎｄｉｔｓａｄｊａｃｅｎｔｃｏａｓｔａｌｚｏｎｅ[Ｊ].Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅꎬ２０１６ｂꎬ１６２:８０￣９０.[１５]ＣＨＥＮＹꎬＬＩＮＴꎬＴＡＮＧＪꎬｅｔａｌ.Ｅｘｃｈａｎｇｅｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒ￣ｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓａｃｒｏｓｓｔｈｅａｉｒ￣ｗａｔｅｒｉｎｔｅｒｆａｃｅｉｎｔｈｅＢｏｈａｉａｎｄＹｅｌｌｏｗＳｅａｓ[Ｊ].ＡｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔꎬ２０１６ꎬ１４１:１５３￣１６０.[１６]ＲＥＴＮＡＭＡꎬＺＡＫＡＲＩＡＭＰꎬＪＵＡＨＩＲＨꎬｅｔａｌ.Ｃｈｅｍｏ￣ｍｅｔｒｉｃｔｅｃｈｎｉｑｕｅｓｉｎｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎꎬｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓａｔｉｏｎａｎｄｓｏｕｒｃｅａｐｐｏｒｔｉｏｎｍｅｎｔｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ(ＰＡＨｓ)ｉｎａｑｕａｃｕｌｔｕｒｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｉｎＭａｌａｙｓｉａ[Ｊ].ＭａｒｉｎｅＰｏｌｌｕｔｉｏｎＢｕｌｌｅｔｉｎꎬ２０１３ꎬ６９:５５￣６６.[１７]ＤＥＥＢＫＺＥꎬＳＡＩＤＴＯꎬＮＡＧＧＡＲＭＨＥꎬｅｔａｌ.Ｄｉｓｔｒｉｂｕ￣ｔｉｏｎａｎｄｓｏｕｒｃｅｓｏｆａｌｉｐｈａｔｉｃａｎｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙ￣ｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓꎬｆｉｓｈａｎｄｂｉｖａｌｖｅｓｏｆａｂｕｑｉｒｂａｙ(ＥｇｙｐｔｉａｎＭｅｄｉｔｅｒｒａｎｅａｎＳｅａ)[Ｊ].ＢｕｌｌｅｔｉｎｏｆＥｎ￣ｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎａｎｄＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙꎬ２００７ꎬ７８:３７３￣３７９.[１８]ＫＡＲＡＣＬＫＢꎬＯＫＡＹＯＳꎬＨＥＮＫＥＬＭＡＮＮＢꎬｅｔａｌ.Ｐｏｌｙ￣１９环境生态学第２/３期㊀ｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓａｎｄｅｆｆｅｃｔｓｏｎｍａｒｉｎｅｏｒｇａｎ￣ｉｓｍｓｉｎｔｈｅＩｓｔａｎｂｕｌＳｔｒａｉｔ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌꎬ２００９ꎬ３５:５９９￣６０６.[１９]ＡＲＩＡＳＡＨꎬＳＰＥＴＴＥＲＣＶꎬＦＲＥＩＪＥＲＨꎬｅｔａｌ.Ｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｗａｔｅｒꎬｍｕｓｓｅｌｓ(Ｂｒａｃｈｉｄｏｎｔｅｓｓｐ.ꎬＴａｇｅｌｕｓｓｐ.)ａｎｄｆｉｓｈ(Ｏｄｏｎｔｅｓｔｈｅｓｓｐ.)ｆｒｏｍＢａｈｉａＢｌａｎｃａＥｓｔｕａｒｙꎬＡｒｇｅｎｔｉｎａ[Ｊ].ＥｓｔｕａｒｉｎｅＣｏａｓｔａｌａｎｄＳｈｅｌｆＳｃｉｅｎｃｅꎬ２００９ꎬ８５:６７￣８１.[２０]ＧＵＯＷꎬＨＥＭＣꎬＹＡＮＧＺＦꎬｅｔａｌ.Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆｐｏｌｙｃｙ￣ｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｗａｔｅｒꎬｓｕｓｐｅｎｄｅｄｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｍａｔｔｅｒａｎｄｓｅｄｉｍｅｎｔｆｒｏｍＤａｌｉａｏＲｉｖｅｒｗａｔｅｒｓｈｅｄꎬＣｈｉｎａ[Ｊ].Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅꎬ２００７ꎬ６８:９３￣１０４.[２１]ＬＩＡＮＧＹꎬＴＳＥＭＦꎬＹＯＵＮＧＬꎬｅｔａｌ.Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｐａｔｔｅｒｎｓｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ(ＰＡＨｓ)ｉｎｔｈｅｓｅｄｉ￣ｍｅｎｔｓａｎｄｆｉｓｈａｔＭａｉＰｏＭａｒｓｈｅｓＮａｔｕｒｅＲｅｓｅｒｖｅꎬＨｏｎｇＫｏｎｇ[Ｊ].ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈꎬ２００７ꎬ４１(６):１３０３￣１３１１. [２２]ＷＡＮＧＸＨꎬＷＡＮＧＷＸ.Ｂｉｏａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎａｎｄｔｒａｎｓｆｅｒｏｆｂｅｎｚｏ(ａ)ｐｙｒｅｎｅｉｎａｓｉｍｐｌｉｆｉｅｄｍａｒｉｎｅｆｏｏｄｃｈａｉｎ[Ｊ].ＭａｒｉｎｅＥｃｏｌｏｇｙＰｒｏｇｒｅｓｓＳｅｒｉｅｓꎬ２００６ꎬ３１２:１０１￣１１１. [２３]ＡＤＥＬＥＹＥＡＯꎬＪＩＮＨꎬＤＩＹꎬｅｔａｌ.Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎａｎｄｅｃｏ￣ｌｏｇｉｃａｌｒｉｓｋｏｆｏｒｇａｎｉｃｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｉｎｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓａｎｄｓｅａ￣ｆｏｏｄｏｆＹａｎｇｔｚｅＥｓｔｕａｒｙａｎｄＨａｎｇｚｈｏｕＢａｙꎬＥａｓｔＣｈｉｎａＳｅａ[Ｊ].ＳｃｉｅｎｃｅｏｆｔｈｅＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔꎬ２０１６ꎬ５４１:１５４０￣１５４８.[２４]ＳＵＮＲＸꎬＬＩＮＱꎬＫＥＣＬꎬｅｔａｌ.Ｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏ￣ｃａｒｂｏｎｓｉｎｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓａｎｄｍａｒｉｎｅｏｒｇａｎｉｓｍｓｆｒｏｍｔｈｅＤａｙａＢａｙꎬＳｏｕｔｈＣｈｉｎａ[Ｊ].ＭａｒｉｎｅＰｏｌｌｕｔｉｏｎＢｕｌｌｅｔｉｎꎬ２０１６ꎬ１０３(１￣２):３２５￣３３２.[２５]ＣＨＥＵＮＧＣＣＣꎬＳＩＵＷＨＬꎬＲＩＣＨＡＲＤＳＯＮＢＪꎬｅｔａｌ.Ａｎｔｉｏｘｉｄａｎｔｒｅｓｐｏｎｓｅｓｔｏｂｅｎｚｏ[ａ]ｐｙｒｅｎｅａｎｄａｒｏｃｌｏｒ１２５４ｅｘｐｏｓｕｒｅｉｎｔｈｅｇｒｅｅｎ￣ｌｉｐｐｅｄｍｕｓｓｅｌＰｅｒｎａｖｉｒｉｄｉｓ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｏｌｌｕｔｉｏｎꎬ２００４ꎬ１２８:３９３￣４０３. [２６]赵雨峰ꎬ刘婧祎.佳木斯野生鱼类肌肉组织内污染物残留与生长观测[Ｊ].黑龙江环境通报ꎬ２０１７ꎬ４１(３):６０￣６４.[２７]宫向红ꎬ孙珊ꎬ刘小静ꎬ等.海湾扇贝对柴油的富集与消除规律[Ｊ].中国水产科学ꎬ２０１７ꎬ２４(４):８１１￣８２３. [２８]ＳＺＣＺＹＢＥＬＳＫＩＡＳꎬＭＪＨＧꎬＫＡＭＰＥＮＴꎬｅｔａｌ.Ｂｉｏａｃｃｕ￣ｍｕｌａｔｉｏｎｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓꎬｐｏｌｙｃｈｌｏｒｉ￣ｎａｔｅｄｂｉｐｈｅｎｙｌｓａｎｄｈｅｘａｃｈｌｏｒｏｂｅｎｚｅｎｅｂｙｔｈｒｅｅＡｒｃｔｉｃｂｅｎｔｈｉｃｓｐｅｃｉｅｓｆｒｏｍＫｏｎｇｓｆｊｏｒｄｅｎ(ＳｖａｌｂａｒｄꎬＮｏｒｗａｙ)[Ｊ].ＭａｒｉｎｅＰｏｌｌｕｔｉｏｎＢｕｌｌｅｔｉｎꎬ２０１６ꎬ１１２(１￣２):６５￣７４. [２９]ＲＯＳＴＡＭＩＩꎬＪＵＨＡＳＺＡＬ.Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｐｅｒｓｉｓｔｅｎｔｏｒｇａｎ￣ｉｃｐｏｌｌｕｔａｎｔ(ＰＯＰ)ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙａｎｄｂｉｏａｃｃｅｓｓｉｂｉｌｉｔｙｆｏｒｈｕｍａｎｈｅａｌｔｈｅｘｐｏｓｕｒｅａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ:ａｃｒｉｔｉｃａｌｒｅｖｉｅｗ[Ｊ].ＣｒｉｔｉｃａｌＲｅｖｉｅｗｓｉｎＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏ￣ｇｙꎬ２０１１ꎬ４１:６２３￣６５６.[３０]ＨＡＲＥＬꎬＴＥＳＳＩＥＲＡꎬＢＯＲＧＭＡＮＮＵ.Ｍｅｔａｌｓｏｕｒｃｅｓｆｏｒｆｒｅｓｈｗａｔｅｒｉｎｖｅｒｔｅｂｒａｔｅｓ:ｐｅｒｔｉｎｅｎｃｅｆｏｒｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ[Ｊ].ＨｕｍａｎａｎｄＥｃｏｌｏｇｉｃａｌＲｉｓｋＡｓｓｅｓｓｍｅｎｔꎬ２００３ꎬ９:７７９￣７９３.[３１]ＫＡＬＡＮＴＺＩＩꎬＳＨＩＭＭＩＥＬＤＴＭꎬＰＥＲＧＡＮＴＩＳＳＡꎬｅｔａｌ.ＨｅａｖｙｍｅｔａｌｓꎬｔｒａｃｅｅｌｅｍｅｎｔｓａｎｄｓｅｄｉｍｅｎｔｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙａｔｆｏｕｒＭｅｄｉｔｅｒｒａｎｅａｎｆｉｓｈｆａｒｍｓ[Ｊ].ＳｃｉｅｎｃｅｏｆｔｈｅＴｏｔａｌＥｎ￣ｖｉｒｏｎｍｅｎｔꎬ２０１３ꎬ４４４:１２８￣１３７.[３２]ＭＥＡＤＯＲＪＰꎬＲＯＢＩＳＣＨＰＡꎬＣＬＡＲＫＥＪＲＣꎬｅｔａｌ.Ｅｌｅ￣ｍｅｎｔｓｉｎｆｉｓｈａｎｄｓｅｄｉｍｅｎｔｆｒｏｍｔｈｅＰａｃｉｆｉｃＣｏａｓｔｏｆｔｈｅＵｎｉｔｅｄＳｔａｔｅｓ:ｒｅｓｕｌｔｓｆｒｏｍｔｈｅＮａｔｉｏｎａｌＢｅｎｔｈｉｃＳｕｒｖｅｉｌ￣ｌａｎｃｅＰｒｏｊｅｃｔ[Ｊ].ＭａｒｉｎｅＰｏｌｌｕｔｉｏｎＢｕｌｌｅｔｉｎꎬ１９９８ꎬ３７:５６￣６６.[３３]ＬＩＦꎬＬＩＮＺＦꎬＷＥＮＪＳꎬｅｔａｌ.Ｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｔｒａｃｅｍｅｔａｌ￣ｐｏｌｌｕｔｅｄｃｏａｓｔａｌｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｎＨａｉｎａｎＩｓｌａｎｄ:Ａｆｕｌｌ￣ｓｃａｌｅｓｅｔｏｆ４７４ｇｅｏｇｒａｐｈｉｃａｌｌｏｃａｔｉｏｎｓｃｏｖｅｒｉｎｇｔｈｅｅｎｔｉｒｅｉｓｌａｎｄ[Ｊ].ＭａｒｉｎｅＰｏｌｌｕｔｉｏｎＢｕｌｌｅｔｉｎꎬ２０１７ꎬ１２５(１￣２):５４１￣５５５.[３４]ＷＡＮＧＣꎬＺＯＵＸꎬＦＥＮＧＺꎬｅｔａｌ.Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎａｎｄｔｒａｎｓ￣ｐｏｒｔｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｅｓｔｕａｒｉｎｅ￣ｉｎｎｅｒｓｈｅｌｆｒｅｇｉｏｎｓｏｆｔｈｅＥａｓｔＣｈｉｎａＳｅａ[Ｊ].ＳｃｉｅｎｃｅｏｆｔｈｅＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔꎬ２０１８ꎬ６４４:２９８￣３０５.[３５]ＡＤＩＮＡＣＢꎬＢＥＲＮＡＤＥＴＴＥＯＮꎬＧＵＮＮＡＲＯＳꎬｅｔａｌ.Ｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｍａｒｉｎｅｆｉｓｈｍｅａｔａｎｄｃｏｎｓｕｍｅｒｈｅａｌｔｈ:ａｒｅｖｉｅｗ[Ｊ].ＪｏｕｒｎａｌｏｆＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌａｎｄＦｏｏｄＣｈｅｍｉｓｔｒｙꎬ２０１６ꎬ９６:３２￣４８.[３６]高志杰ꎬ汪娌娜ꎬ姚浔平ꎬ等.海产品中重金属铅㊁汞㊁镉㊁铬对人体健康的潜在风险评价[Ｊ].中国卫生检验杂志ꎬ２０１４ꎬ２４:１０１９￣１０２５.[３７]ＭＩＫＯＡＰꎬＭＥＬＴＥＭꎬＪＯＡＮＮＡＪ.Ｔｒａｃｅｍｅｔａｌｓｉｎｔｈｅｓｈｅｌｌｓｏｆｂｌｕｅｍｕｓｓｅｌｓ(Ｍｙｔｉｌｕｓｅｄｕｌｉｓ)ｆｒｏｍｔｈｅＰｏｌａｎｄｃｏａｓｔｏｆＢａｌｔｉｃｓｅａ[Ｊ].ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｏｎｉｔｏｒｉｎｇａｎｄＡｓ￣ｓｅｓｓｍｅｎｔꎬ２００８ꎬ１４１:３２９￣３３７.[３８]ＮＡＪＩＡＨＭꎬＮＡＤＩＲＡＨＭꎬＬＥＥＫＬꎬｅｔａｌ.ＢａｃｔｅｒｉａｆｌｏｒａａｎｄｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓｉｎｃｕｌｔｉｖａｔｅｄｏｙｓｔｅｒｓＣｒａｓｓｏｓｔｒｅａｉｒｅｄａｌｅｉｏｆＳｅｔｉｕＷｅｔｌａｎｄꎬＥａｓｔＣｏａｓｔＰｅｎｉｎｓｕｌａｒＭａｌａｙｓｉａ[Ｊ].Ｖｅｔ￣ｅｒｉｎａｒｙＲｅｓｅａｒｃｈＣｏｍｍｕｎｉｃａｔｉｏｎｓꎬ２００８ꎬ３２:３７７￣３８１. [３９]贺广凯.黄渤海沿岸经济贝类体中重金属残留量水平[Ｊ].中国环境科学ꎬ１９９６ꎬ１６(２):９６￣１００.[４０]李磊ꎬ袁骐ꎬ平仙隐ꎬ等.东海沿岸海域牡蛎体内的重金属含量及其污染评价[Ｊ].海洋通报ꎬ２０１０ꎬ２９(６):６７８￣６８４.[４１]郑长春ꎬ詹秀美ꎬ唐文兴ꎬ等.长江口以南我国沿岸海域经济贝类中的重金属[Ｊ].台湾海峡ꎬ１９９５ꎬ１４(３):２６２￣２６８.２９。

生物降解高分子基海洋防污材料的研究进展

第48卷第7期表面技术2019年7月SURFACE TECHNOLOGY ·185·收稿日期：2018-11-14；修订日期：2019-02-25Received ：2018-11-14；Revised ：2019-02-25基金项目：国家自然科学基金（51673074，51573061）Fund ：National Natural Science Foundation of China (51673074, 51573061) 作者简介：潘健森（1993—），男，博士研究生，主要研究方向为海洋防污高分子材料。

Biography ：PAN Jian-sen(1993—), Male, Doctoral candidate, Research focus: marine antifouling polymeric materials. 通讯作者：马春风（1983—），男，博士，教授，博士生导师，主要研究方向为高性能海洋防护材料。

邮箱：msmcf@Corresponding author ：MA Chun-feng(1983—), Male, Ph.D, Professor, Doctoral tutor, Research focus: marine antifouling and anticorrosive materials. E-mail: msmcf@生物降解高分子基海洋防污材料的研究进展潘健森，谢庆宜，马春风，张广照（华南理工大学材料科学与工程学院，广州 510640）摘要：首先总结了当前四种生态友好海洋防污材料的优缺点，并简要概述了环境友好防污剂的研究进展。

接着介绍了一种新颖的防污策略——“动态表面防污”，并综述了基于这一策略发展的系列生物降解高分子基海洋防污材料的研究进展，包括生物降解聚酯-聚氨酯防污材料、改性聚酯防污材料和主链降解-侧链水解的聚酯-聚丙烯酸酯防污材料。

超声萃取测定海洋生物体中的石油烃

第53卷第2期辽宁化工 Vol.53，No. 2 2024年2月 Liaoning Chemical Industry February，2024超声萃取测定海洋生物体中的石油烃秦晓（烟台市蓬莱区海洋发展和渔业局，山东烟台 265600）摘要：建立前处理超声萃取结合荧光分光光度法测定海洋生物体中的石油烃的分析方法。

试样经氢氧化钠溶液和无水乙醇皂化后，用二氯甲烷萃取，萃取液过氧化铝柱去除肌肉组织干扰后，氮气吹至近干，环己烷定容，经荧光检测，计算出石油烃在生物体中的含量。

结果表明：石油烃的方法检出限为0.17 mg·kg-1，在20.0～25.0 mg·kg-1的质量分数范围下的加标回收率为90.8%～95%、相对标准偏差为4.4%～4.6%。

该方法更便于操作，重复性较好，能够更好地满足实验需求，并归纳总结了此实验需注意的问题。

关键词：石油烃；超声萃取；回收率中图分类号：X834 文献标识码： A 文章编号： 1004-0935（2024）02-0234-04目前海洋突发事故最为常见就是石油泄漏，漏油事故带来的严重后果就是会对海洋生态环境造成极大损害。

石油污染物由于组分较复杂，在环境中降解困难，处理难度较大。

石油烃进入海洋环境后，会影响海洋生物的繁殖以及生长发育，进而使渔业资源逐步衰退甚至枯竭。

石油烃通过食物链在水生生物体中富集，影响水产品的食用安全，进而危害人体的健康。

又由于受洋流和海浪的影响，海洋中的石油极易聚积于岸边，对海滩环境造成污染，进而监测海洋生物体中石油烃显得尤为重要。

目前检测海洋生物体中石油烃的方法主要有紫外分光光度法、超声萃取-气相色谱法、红外光谱法、荧光光度法。

本文对用荧光光度法测定生物体中石油烃进行了多次分析探讨，改进了萃取方式，使操作更简捷、快速，进一步提高回收率。

1 实验部分1.1 仪器设备与试剂荧光光度计（日立）、旋转蒸发器（上海亚荣）、数显恒温水浴振荡器（上海博讯）、真空泵（郑州长城科工贸）、超声波（宁波海曙科生超声）；氢氧化钠（优级纯、科密欧）、无水乙醇（HPLC、科密欧）、二氯甲烷（HPLC、MREDA）、氯化钠（优级纯、科密欧）、环己烷（HPLC、MREDA）、石油醚（HPLC、科密欧）。

斯德哥尔摩公约新增持久性有机污染物的一些研究进展

斯德哥尔摩公约新增持久性有机污染物的一些研究进展中国科学: 化学2010年第40卷第2期: 99 ~ 123 SCIENTIA SINICA Chimica 《中国科学》杂志社SCIENCE CHINA PRESS评述斯德哥尔摩公约新增持久性有机污染物的一些研究进展王亚韡, 蔡亚岐, 江桂斌*环境化学与生态毒理学国家重点实验室, 中国科学院生态环境研究中心, 北京100085通讯作者,E-mail:****************.cn收稿日期: 2009-07-31; 接受日期: 2009-08-19摘要2009年5月瑞士日内瓦举行的斯德哥尔摩公约缔约方大会第四届会议(COP-4)决定将全氟辛基磺酸及其盐类、全氟辛基磺酰氟、商用五溴联苯醚、商用八溴联苯醚、开蓬、林丹, 五氯苯, α-六六六、β-六六六、六溴联苯等九种化学物质新增列入公约附件A、B或C 的受控范围. 目前, 相关领域专家正在进行包括短链氯化石蜡(short chain chlorinated paraffins, SCCPs)、硫丹(Endosulfans)及六溴环十二烷(Hexabromocyclododecanes, HBCDs)等化学品的评估以决定是否在下次会上讨论并最终进入受控名单. 斯德哥尔摩公约新增持久性有机污染物(persistent organic pollutants, POPs)是目前国际环境科学研究的热点领域, 同时其所引起的环境污染问题也是影响我国环境安全的一个重要因素. 随着公约新增持久性有机污染物审查工作的进展, 我国正面临履约及削减控制POPs的挑战. 对于新增POPs, 我国已陆续启动了相关的研究项目对其污染源解析、演变趋势、运移规律、生物累积及毒性效应等进行研究并取得了一定的成果. 本文拟介绍我国在新增POPs方面的部分研究进展并展望我国履约所面临的科研需求. 关键词持久性有机污染物斯德哥尔摩公约多溴联苯醚全氟化合物短链氯化石蜡六溴环十二烷1 引言持久性有机污染物(Persistent Organic Pollutants, POPs)是指在环境中难降解、高脂溶性、可以在食物链中富集放大, 能够通过各种传输途径而进行全球迁移的一类半挥发性且毒性极大的污染物. 由于其污染的严重性和复杂性远超过常规污染物, 最近数十年成为环境科学研究的热点. POPs由于其具有三致效应, 并且其危害性具有隐蔽性和突发性的特点, 一旦发生重大污染事件, 将会产生灾难性后果甚至会持续危害几代人.最近一百年来, 国际上环境保护经历了从常规大气和水污染(如SO2、粉尘、COD、BOD)治理、重金属污染控制到POPs的削减与控制的历程. 2004年生效的斯德哥尔摩公约(以下简称公约)规定的12种POPs, 如艾氏剂、氯丹、滴滴涕、狄氏剂、异狄氏剂和七氯、六氯苯、多氯联苯、灭蚁灵、毒杀芬、多氯代二苯并-对-二、多氯代二苯并呋喃被称之为“肮脏的一打(dirty dozen)”受到了各缔约国的严格控制与削减. 而最近数十年, 许多新型有机污染物如溴代阻燃剂、全氟化合物也不断地从各种环境介质中被发现而成为环境科学研究的热点.公约规定任一缔约国均可向秘书处提交旨在将某一化学品列入公约附件A、B和/或C的提案. 而公约秘书处将提案转交给持久性有机污染物审查委员会后, 将依次对其是否符合公约附件D(涉及化学品王亚韡等: 斯德哥尔摩公约新增持久性有机污染物的一些研究进展的持久性、生物富集性、长距离迁移能力及不利影响), 附件E(评价该化学品是否会因其远距离迁移而对人体健康和/或环境产生重大不利影响), 附件F(涉及社会经济考虑因素的信息)关于POPs 的要求, 如果全部符合, 审查委员会将根据风险管理评价的结果提议是否由缔约国大会审议该化学品, 以便将其列入附件A 、B 和/或C 并规定相应的管理措施.2009年5月4~8日在瑞士日内瓦举行的缔约方大会第四届会议决定将全氟辛基磺酸及其盐类、全氟辛基磺酰氟、商用五溴联苯醚、商用八溴联苯醚、开蓬、林丹、五氯苯、α-六六六、β-六六六和六溴联苯等九种新增化学物质列入公约附件A 、B 或C 的受控范围. 目前正在进行审查的化学品包括短链氯化石蜡(short chain chlorinated paraffins, SCCPs)、硫丹(Endosulfans)及六溴环十二烷(Hexabromocyclododecanes, HBCDs).目前对于国际上环境科学研究新增POPs 主要集中于两部分工作, 一部分工作是对公约秘书处POPs 审查委员会名单中新增POPs 和正在接受审查的新增POPs 物质进行研究, 另一部分是对于有机污染物在环境介质中的鉴别及定量分析.国际上对新增POPs 的研究起步较早, 对多溴联苯醚(polybrominated diphenyl ethers, PBDEs)、全氟辛基磺酸盐(perfluorooctanesulphonate , PFOS)环境行为、归趋以及对人体健康风险的评价已有较深入的认识, 同时对SCCPs 、HBCDs 、硫丹的研究也已有一定的数据积累. 但是我国作为经济快速发展的国家, 目前面临更为复杂的环境问题, 在常规污染及重金属污染尚未得到有效控制的同时, POPs 的污染及控制也是我们目前迫切需要解决的难题. 在我国一些区域可食用水产品中已检测到较高含量的PBDEs [1], 而在电子垃圾拆解地溴代二、PBDEs 造成的环境污染十分严重, 所引起的环境问题已经引起了国际关注. 对于全氟化合物的研究表明我国人体血液中PFOS 的含量明显高于日本、韩国、波兰等地区[2], 而在生产企业的职业暴露人群中, 我们发现人体血样PFOA 的含量和美国3M 公司职工血样中含量相当(未发表数据).我国是公约的缔约国, 目前正面临巨大的挑战. 作为化学品生产和使用大国, 对于新增POPs 在化学品管理、环境行为、生态毒理乃至环境风险方面缺乏关键数据和科学研究基础. 但是, 通过设立相关的科研项目、建立相应的专业实验室, 已经大大提高了对于POPs 特别是新增POPs 的检测水平和能力, 并开展了新增POPs 的主要污染源、释放因子、污染特征及演变趋势等方面的研究, 同时随着履约工作目标的不断增加和更新, 对新增POPs 的研究内容也在不断地调整和更新.本文针对我国目前履约工作中比较关注的几类新增POPs 如PBDEs 、PFOS 、SCCPs 、硫丹、六溴环十二烷(图1)及其他相关新POPs 的最新研究进展做一综述, 为相关人员开展此方面的研究提供参考.2 我国PBDEs 的研究进展作为全世界用量最大的溴系阻燃剂, 多溴联苯醚大量地用于建材、纺织、化工、电子电器等行业. 由于其为添加型阻燃剂, 在使用过程中可以通过挥发、渗出等方式释放到外界环境中, 从而造成大气、水、土壤及生物圈的环境污染. 由于其结构与多氯联苯(polychlorinated biphenyls, PCBs)相似, 同时毒理学研究也已证明其具有神经毒性、内分泌干扰作用, 并且在相关产品的制备、燃烧及高温分解时产生溴代二而对环境造成危害[3]. 早在20世纪70年代, PBDEs 的环境问题就引起了研究者和环境保护者的关注[4], 1987年, PBDEs 首次被认为是一类全球性的环境污染物[5], 但是直到对瑞典母乳中POPs 调查工作显示PBDEs 含量一直呈上升趋势之后[6], 才引起了大家的广泛关注, 并成为过去10年环境科学研究的一个热点.相对于其他新POPs 物质, 研究者对PBDEs 所开展的工作最为广泛, 并累积了大量的关于PBDEs 在环境中的定量检测、典型分布、时间趋势、环境行为以及毒理效应等数据及研究成果, 自2000年以来在学术期刊所发表的PBDEs 相关文章呈快速上升趋势[7]. 对于我国而言,自2003年开展PBDEs 的研究以来, 许多实验室陆续启动了相关的研究工作, 并对某些典型污染区域如电子垃圾拆解地PBDEs 的生态风险评价展开工作, 相关研究论文也呈增长趋势.PBDEs 主要有三种商品化的产品, 按溴含量区分为十溴联苯醚、八溴联苯醚和五溴联苯醚. 这些产品可以在生产使用过程中释放到周围环境中, 并可通过脱溴而降解[8], 所以在环境介质中从低溴到高溴的各种单体均可发现.对于这类具有类似于二毒性的化合物, 对其持久性[9]、生物富集性[10, 11]、长中国科学: 化学 2010年第40卷第2期101图1 (a) 几种增列POPs 物质分子结构图; (b) 几种在环境介质中新发现的卤代阻燃剂结构图王亚韡等: 斯德哥尔摩公约新增持久性有机污染物的一些研究进展102距离迁移能力[12, 13]已有了详尽的报道, 相关的综述文章不断地发表[14~21]. 2009年5月在瑞士日内瓦举行的斯德哥尔摩公约缔约方大会第四届会议上, 已通过了将商用五溴和商用八溴联苯醚列入公约附件A 的决议, 这就意味着这两类商品将被公约缔约国禁止生产和使用.我国目前对PBDEs 的研究主要集中在典型区域如京津塘区域、珠三角区域以及电子垃圾拆解地等. 研究内容涉及到PBDEs 的环境分布[22]、污染特征[23]、环境行为[24]及人体暴露[25, 26]等.污水处理厂的活性污泥可以富集大量的环境污染物, 其中的PBDEs 含量可以反映局部地区该物质的用量和污染状况. 2005年, 我们研究组对全国24个城市的31个污水处理厂活性污泥样品中的PBDEs 进行了分析, 结果显示浓度范围在 6.2~57.0 ng/g(干重)之间[27]. 相比较而言, 珠江三角洲地区污水处理厂活性污泥中BDE-209的含量较高[28], 但是整体上与欧美地区相比, 还是处于一个较低的水平.对于我国底泥的研究结果发现, 自北向南环渤海底泥的BDE-209和∑PBDEs 总量(除BDE-209)为2.43和0.68 ng/g(干重)[29], 天津大沽排污河的底泥∑PBDEs 和BDE-209的浓度范围为0.1~0.5 ng/g 和<检测限?14.9 ng/g(干重)之间[30], 长江三角洲表层泥∑PBDEs 和BDE-209分别为<检测限?0.55 ng/g 和0.16~94.6 ng/g(干重)[31], 广东北江底泥∑PBDEs 和BDE-209为0.01~194 ng/g 和0.23~1558 ng/g(干重)[32], 而珠江三角洲的表层泥中∑PBDEs 和BDE-209则在0.15~3.9 ng/g 和13.5~30.3 ng/g 之间, 整体呈现南方经济发达地区比北方含量高的趋势. 并且在珠江三角洲地区发现, BDE-209的排放量从1990年开始呈指数增长趋势, 这与当地的经济发展速度紧密相连[33]. 相对于欧美地区, ∑PBDEs 的含量要低于或与这些国家的浓度水平相当, 但是在一些典型区域如珠三角或电子垃圾拆解地[34], BDE-209的含量处于一个较高的水平, 并且在底泥中表现出随时间含量逐渐增加的趋势.大气采样技术(包括大流量采样及被动采样技术)研究POPs 在我国也得到了广泛的发展. 我们研究组于2006年2~12月利用大流量采样器对北京大气中的二、PCBs 和PBDEs 进行了研究[35]. 其中北京大气中∑PBDEs 的浓度为12~330 pg/m 3, BDE-209的浓度为34~1747 pg/m 3, 这个结果与广州大气和2002~2003年美国中东部大气中PBDEs 的污染水平相当[36, 37]. 此外, 我们用大气被动采样器借助北京325 m 气象高塔研究了大气边界层中这几类化合物的垂直分布规律. 结果表明随着高度的增加, PBDEs 的浓度在逐渐减小, 说明污染源可能主要来自于地面沉积物的挥发[38]. 而对浙江台州电子垃圾拆解地的研究发现, ΣPBDEs 的浓度为92~3086 pg/m 3,而二和PCBs 的浓度也显著高于一般城市地区, 这说明电子垃圾拆解活动已经造成了当地严重的环境污染, 并对周围居民健康造成了严重威胁[39]. 对中国及世界其他地区空气中PBDEs 的对比研究发现, 在亚洲, 中国西安、广州等城市空气PBDEs 含量较高[40], 但除了工业区及电子垃圾拆解地区外[36], 其他地方相对于北美而言, 还是处于较低的污染水平.最近几年, 大量文献报道了关于PBDEs 在水生生物体内的浓度分布、污染特征的工作. 水生生物可以从水、底泥以及食物链中富集污染物, 很多研究开展了水生生物作为POPs 生物指示物的筛选工作. Uneo 等人[41]调查了全世界不同地区鲣鱼肌肉中PBDEs 的含量, 发现总量在<0.1~53 ng/g(脂肪含量)之间, 并且在东亚所采集的样品中含量要高于其他地区, 他们推测可能的原因是在该地区存在着大量的电子垃圾拆解企业所导致, 这个结果与国内最近几年的研究结果一致[42, 43]. 我们研究组在对2003~ 2007年环渤海地区的七类软体动物进行了PBDEs 的研究后发现, 在此期间, 软体动物中的PBDEs 含量并没有发生明显的变化, 并且多元线性回归结果表明, 影响这七类软体动物体内PBDEs 含量的最大因素为生物的营养级. 通过对所获得的污染物的数据库进行主成分分析和相关分析, 结果显示牡蛎和紫贻贝可以作为环渤海地区PBDEs 的生物指示物[44]. 而对青藏高原地区青海湖中湟鱼的研究也发现了PBDEs 的存在, 这进一步证明了PBDEs 的长距离迁移能力和生物富集能力[45].人体中的PBDEs 主要来自于饮食、呼吸以及皮肤吸收等途径, 对于婴儿来说, 母乳是一个主要的摄入途径. 而母乳中PBDEs 的含量监测不但可以反映母亲体内的负荷水平, 也可以估计婴儿PBDEs 的摄取量. 已有证据表明, 人体母乳中PBDEs 含量与室内暴露环境下灰尘显著相关[46], 母亲体内的PBDEs 可以直接从子宫或母乳传递给胎儿和婴儿. 在过去的30年中, 人体中PBDEs 的含量已经增长了100倍中国科学: 化学 2010年第40卷第2期103左右. 在最近发表的一篇综述中, 通过对比不同国家人体血液中PBDEs 的含量后发现, 我国人体血液中PBDEs 的含量还处于一个相对较低水平[16], 但是相关职业暴露人群中如电子垃圾拆解地及PBDEs 生产企业工人体内PBDEs 的浓度则显著高于对照人群[47, 48], 并且在这些人体内发现了较高含量BDE-209的存在, 其含量在生产工人的体内占总PBDEs 的65.8%, 这说明职业人群面临的PBDEs 暴露风险更为严峻(图2).自从PBDEs 的环境问题受到大家关注以来, PBDEs 的降解特别是高溴代如BDE-209的降解也是研究热点之一. 这是由于虽然目前研究证明低溴代单体对生态环境和人体健康的影响更大, 但是高溴代同系物特别是十溴代联苯醚的用量特别大, 一旦进入到环境介质中, 可以通过化学降解、光降解[49]、微生物降解、生物降解等途径脱溴成为低溴代的同系物, 从而增加其环境危害性. 这也是为什么环境介质中以高溴为主, 而生物体内通常以低溴代的同系物如BDE-47, 99, 100等为主的原因之一.Keum 等人利用零价铁对BDE-209进行了降解反应的研究, 在40天内, 92%的十溴联苯醚可以通过图2 不同国家人体血样中PBDEs 的含量分布图. 其中中国电子垃圾拆解地人群血样中为PBDEs 总量, 数据来自于文献46, 生产地居民血样中PBDEs 为BDE-28, 47, 99, 100, 153, 154, 183之和, 未包括BDE-209含量, 数据来自于文献[47]. 其余数据来自于文献[25], PBDE 含量为BDE-47, 99, 100, 153, 154之和脱溴降解, 随着溴代个数的降低, 其降解速率也逐渐降低[50]. 我们研究组利用纳米铁对BDE-209的降解进行了研究, 发现其可以高效快速地对BDE-209进行脱溴, 在经过8 h 的反应后, BDE-209完全被降解, 而CB-209的降解速率要慢得多. 进一步的研究发现, 其降解途径与溴的取代位置和溴原子上的静电荷密切相关[51](图3). 相对来说, 微生物对PBDEs 降解速率要慢一些, 同时降解效率也要低[52].PBDEs 可以在生物体内通过生物转化或代谢而生成羟基化或甲氧基化的PBDEs [53], 最近的研究证明羟基化PBDEs可以通过光化学反应生成溴代二, 从而增加其对生态环境的危害性[54]. 文献报道已经在实验室暴露条件下和天然水体中的生物体内如白鲸、海豹、北极熊都发现了PBDEs 的羟基化和甲氧基化产物[55~57]. 而这些生物体内的PBDEs 衍生物一部分来自于自然环境下[58], 另一部分则来自于生物的自身代谢[59].由于结构的类似性, PBDEs 的研究经常对比于多氯联苯(PCBs)的研究结果. 但是和PCBs 不同的是, 由于其C–O 键可以自由旋转, 而不像PCBs 那样其分子结构呈共平面或接近于共平面, 其最优结构呈现两个苯环接近于互相垂直的空间构象[60], 这就导图3 纳米铁降解BDE-209时间-单体浓度变化图(来自于文献[51]) 王亚韡等: 斯德哥尔摩公约新增持久性有机污染物的一些研究进展104致了PBDEs 与PCBs 在色谱保留、毒性及其他行为存在着一定的差异. 由于PBDEs 单体共有209种, 但是能够获取的PBDEs 的标准品往往只有几十种, 所以在最初的研究工作中只是集中在有限的一些单体上. 所以一些具有预测功能的定量活性结构相关的模型可以帮助我们认识一些未知单体的活性.我们研究组利用定量结构-保留时间相关的模型, 建立了126个PBDEs 单体在7个不同固定相的保留值与定量结构参数(拓扑指数、几何参数、电参数和量化参数)之间的回归方程, 利用所建立的模型, 对其余PBDEs 的保留时间进行了预测. 并且对分析PBDEs 的固定相进行了筛选, 结果发现DB-XLB 柱子不但具有最小的重叠峰个数, 而且可以缩短分析时间[61]. 相关的研究结果对我们其他的研究工作如BDE-209的降解机理的研究提供了指导性数据[49, 51].以定量结构-活性相关理论为基础, 我们首次建立了PBDEs 的二维、三维定量结构-活性相关模型, 讨论了影响这些性质及活性的参数和因素. 通过对比二类化合物, 发现PBDEs确实具有类二的活性,并且分子静电势在决定二、多氯联苯和多溴联苯醚的活性时起到重要作用, 静电场对PBDE 活性的影响更大[60, 62].二维和三维所建立的模型只是考虑了分子结构本身对其活性的影响, 为了进一步研究受体蛋白对其活性的影响, 我们利用分子柔性对接技术, 研究了PBDE 与蛋白的结合. 分子对接就是根据配体与受体作用的“锁钥原理”, 受体与活性分子之间通过几何匹配和能量匹配而相互识别的过程. 基于此技术, 我们得到了BDE-47, 99和209与FixL 蛋白结合的三维效果图. 通过对比发现, 此蛋白可以和2,3,7,8- TCDD 完全结合, 但是只能部分与BDE-47, 85和209结合. 由于PBDEs 的两个苯环几乎呈垂直的角度, 此类化合物与蛋白的结合与二的方式有所不同(图4).以上工作利用计算机辅助手段和建模方法, 系图4 BDE-209与蛋白结合的3-D 图, 只有与配体距离小于8?的残基才被显示统研究了PBDEs 活性-结构关系, 通过建立模型和分子对接技术, 从理论上筛选了影响PBDEs 活性的分子结构、空间结构的参数, 并提出了影响PBDEs 与蛋白结合的可能结构要素. 由于PBDEs 的毒性目前在暴露实验中还很难获取, 此系列工作为开展研究其毒性和与生物结合提供了理论数据.3 PFOS 的研究进展全氟化合物(PFCs)是一类具有广泛用途的含氟有机化合物, 其生产使用始于20世纪四、五十年代. 由于PFCs 具有疏油、疏水特性, 因此广泛应用于纺织、造纸、食品包装、地毯、皮革、洗发香波和灭火泡沫等工业和民用行业. 多种PFCs 可以在环境中最终转化为全氟辛基磺酸盐(PFOS)及其盐类和全氟辛酸(PFOA)[63]. 2009年5月, 在日内瓦召开的公约缔约方第四届大会上, 全氟辛基磺酸及其盐和全氟辛基磺酰氟被正式列入持久性有机污染物名单附件B 加以限制.Paul 等[64]对全球的PFOS 生产、排放和环境存在量评估显示全球全氟辛基磺酰氟(POSF)在1970~ 2002年的全球历史生产总量为96000吨, 其中估算在1970~2002年之间直接(制造、使用和消费产品)和间接(前体化合物和杂质)向空气和水环境中排放POSF 45250吨. 20世纪70年代以后, 生物介质中PFCs 的含量呈增加趋势, 但2002年3M 公司停止POSF 生产后, 在某些特定环境和生物介质中有降低现象. 我国PFCs 的相关数据不详, 但有限的资料表明, 我国PFOS 的产量在急速增长, 2004年以前PFOS 的产量仅为50吨/年, 到2006年已增至约200吨/年, 并且其中100吨用于出口[65].目前, 发达国家已经对于PFCs 环境问题给予了高度关注, 对其环境污染状况、迁移转化规律和生态毒理效应等进行了较多的研究. 其在各种环境介质、生物体、暴露和非暴露人体中均可检测到, 并且存在于全球的各个地方包括一些远离排放源的偏远地区甚至北极地区[66]. 我国PFCs 研究起步较晚, 其分析方法、污染现状、毒性毒理、环境修复、替代技术等研究尚缺乏系统性.PFCs 环境污染问题已引起有关组织的重视. 美国环境署、加拿大、欧盟等已经对PFCs 的使用和生产进行了规范. 2003年, 世界上最大全氟类化合物生中国科学: 化学 2010年第40卷第2期105产企业3M 公司停止生产相关产品[67]. 2006年12月欧洲议会发布限制销售和使用PFOS 的法令. 美国明尼苏达州规定了饮用水中PFOA 和PFOS 的最大允许浓度分别为0.5和0.3 μg/L, 新泽西州则将0.04μg/L 定为PFOA 的非致癌限量值[68].目前PFOS 和PFOA 的毒性毒理研究主要涉及肝脏毒性、免疫毒性、发育毒性、内分泌干扰及潜在的致癌性等方面. 研究指标涉及到对模型动物体重、肝脏、致癌性、死亡率和发育等方面的影响[69, 70]. 对大鼠的研究发现, PFOS 大鼠经口的LD 50为250 mg/kg, 属于中等毒性物质[71].我们研究组对PFOS 的毒性分别进行了离体和活体研究. 离体研究主要利用原代培养的大鼠海马神经元, 借助全细胞膜片钳记录技术, 初步考察了PFOS 对神经元神经毒性的可能机制. PFOS 急性灌流剂量依赖性显著增强了小突触后电流的发放频率, 但仅使该电流的幅度略为增加. PFOS 显著增大内向钙电流, 并呈现明显的剂量-效应关系. 钙电流可被L-型钙通道特异性阻断剂尼富地平(nifedipine)部分阻断, 这种阻断作用不能被PFOS 的加入消除或减少. 借助钙成像实验, 通过高钾刺激([KCl] = 90 mmol/L), 检测了PFOS 和尼富地平联合用药条件下神经元细胞内自由钙离子浓度([Ca 2+]i )的变化情况, 可观察到与钙电流电生理记录中相似的增加和/或抑制模式, 长期暴露过程中PFOS 可能主要通过作用于L-型钙通道引起钙离子内流而导致细胞内钙持续处于高水平, 从而阻碍了神经元的生长(图5)[72, 73]. 进一步的研究证明PFCs 对培养的神经元的损坏程度高度依赖于碳链的长度以及连接在全氟化烷基链上的官能团[74], 该研究对了解PFOS 的神经毒性具有重要意义. 活体实验以PFOA 和PFOS 为受试物, 以灌胃给药的方式对SD(Sprague-Dawley)雄性大鼠进行连续28天的模拟暴露, 暴露结束发现PFOA 和PFOS 对SD 大鼠肝和肺的毒性效应最大, 其次是脾和肾, 对脑部和睾丸的影响不大. 通过比较两种氟化物的毒性损伤效应, 并结合文献报道的LD 50和NOAEL 值, 得到两者毒性作用大小为: PFOS ﹥PFOA. 该结果很好地揭示了这两种全氟辛基化合物的毒性效应, 并为探讨其潜在的毒性作用机制提供了基础.对暴露大鼠血样、各组织样及排泄物中定量测定PFOA 和PFOS 表明, PFOA 和PFOS 在主要靶器官中的富集浓度从高至低排序分别为: 肾>肝>肺>(心图5 PFOS 暴露对培养海马神经元突起生长的抑制.图中显示为PFOS 暴露抑制了绿色荧光蛋白质粒转染的体外培养4天神经元的突起生长。

海洋微塑料污染及生物降解研究进展

海洋微塑料污染及生物降解研究进展作者：伍珊来源：《现代商贸工业》2019年第09期摘要：塑料因其易制造、功能多样、使用方便等原因多年来被大量生产并使用，但由此而产生的环境污染问题愈发严重。

优其是近年来研究发现大多数塑料制品被丢弃后并未完全降解，大量的塑料碎屑在海洋及陆地水体中形成了微塑料污染，对环境、生物及人类健康造成了威胁，目前海洋微塑料污染的相关研究主要集中在监测分布、毒性分析领域，降解方法的研究刚刚兴起。

从海洋微塑料污染的来源、危害、监测、分析以及生物降解等几个方面综述了相关研究进展，并对海洋微塑料生物降解技术的发展进行了讨论及展望。

关键词：海洋微塑料，生物降解，可水解塑料，不可水解塑料中图分类号：TB 文献标识码：Adoi：10.19311/ki.1672-3198.2019.09.096塑料是以单体为原料，通过加聚或者缩聚反应聚合而成，大多添加一些其它化学物质以改变性能的高分子聚合物。

由于易制造、成本低、化学性质稳定、温度耐受范围广、防水性好，自上世纪30年代被发明以来，在世界范围内的使用迅速普及，生产量逐年稳定提高，至今全球已生产了超过83亿吨塑料。

应用广泛的塑料包括聚苯乙烯、聚氯乙烯、尼龙、聚氨酯、聚乙烯、聚对苯二甲酸乙二醇酯、聚丙酯。

这些塑料在环境中被物理、化学和生物的作用逐渐腐蚀，大的塑料废品易在环境作用力的效果下被碎片化，但这些塑料大约需要400年左右时间才能被彻底降解，大多数塑料会形成粒径小、密度低，能在风力、洋流等外力作用下进行迁移的塑料碎屑，直径小于5mm的塑料碎屑被称为微塑料。

微塑料污染的产生对海洋环境有多方面的危害，已经在国际上引起广泛的关注。

1 微塑料的来源全球每年约有800万吨塑料流入海洋。

海洋中的微塑料通常来源于陆地河流流入、渔业及石油等海上作业环节。

日常生活用品中的添加的各种塑料颗粒、工业使用的塑料原料等最终经过不完全的污水处理过程由河流进入海洋，其主要化学成分为聚氨酯、聚苯乙烯等。

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矿产资源开发利用方案编写内容要求及审查大纲
矿产资源开发利用方案编写内容要求及《矿产资源开发利用方案》审查大纲一、概述
㈠矿区位置、隶属关系和企业性质。

如为改扩建矿山, 应说明矿山现状、
特点及存在的主要问题。

㈡编制依据
(1简述项目前期工作进展情况及与有关方面对项目的意向性协议情况。

(2 列出开发利用方案编制所依据的主要基础性资料的名称。

如经储量管理部门认定的矿区地质勘探报告、选矿试验报告、加工利用试验报告、工程地质初评资料、矿区水文资料和供水资料等。

对改、扩建矿山应有生产实际资料, 如矿山总平面现状图、矿床开拓系统图、采场现状图和主要采选设备清单等。

二、矿产品需求现状和预测
㈠该矿产在国内需求情况和市场供应情况
1、矿产品现状及加工利用趋向。

2、国内近、远期的需求量及主要销向预测。

㈡产品价格分析
1、国内矿产品价格现状。

2、矿产品价格稳定性及变化趋势。

三、矿产资源概况
㈠矿区总体概况
1、矿区总体规划情况。

2、矿区矿产资源概况。

3、该设计与矿区总体开发的关系。

㈡该设计项目的资源概况
1、矿床地质及构造特征。

2、矿床开采技术条件及水文地质条件。