石油污染灘涂生物體內(nèi)TPH分布及健康風險評估

譚 娟，吳 健,，吳建強，林根滿，王 敏*

1. 上海市環(huán)境科學研究院，上海 200233；2. 華東師范大學資源與環(huán)境科學學院，上海 200062；3. 東華大學環(huán)境科學與工程學院，上海 201620

石油污染灘涂生物體內(nèi)TPH分布及健康風險評估

譚 娟1，吳 健1,2，吳建強1，林根滿3，王 敏1*

1. 上海市環(huán)境科學研究院，上海 200233；2. 華東師范大學資源與環(huán)境科學學院，上海 200062；3. 東華大學環(huán)境科學與工程學院，上海 201620

通過研究溢油事故污染區(qū)域中典型生物體內(nèi)TPH（Total Petroleum Hydrocarbons）分布特征，對其進行暴露人體健康風險評估，從而為污染區(qū)域的生態(tài)系統(tǒng)修復與恢復工作提供指導依據(jù)。在研究區(qū)域受溢油污染并采取應急處置10個月后，采集了位于4個污染灘涂集中填放區(qū)和1個不受污染的對照區(qū)內(nèi)的生物體和沉積物樣品，采用紫外分光光度法和熒光分光光度法測得TPH含量。結果表明，污染區(qū)域中無齒螳臂相手蟹Chiromantes dehaani）肌肉組織中的TPH含量分布范圍為2.94～39.63 mg·kg-1，內(nèi)臟中的TPH含量分布范圍為8.62～155.41 mg·kg-1，內(nèi)臟組織中的TPH含量高于肌肉組織，兩者呈顯著的相關性（Pearson相關系數(shù)r=0.945 6）。受潮汐水動力等環(huán)境因素的影響，整個研究區(qū)域生物體內(nèi)TPH的累積呈現(xiàn)不連續(xù)非均質(zhì)特征。生物體肌肉和內(nèi)臟組織中的TPH含量與沉積物中TPH含量具有明顯的線性關系（y=283.3 x+100，r2=0.990 1；y=60.701 x+100，r2=903 8），溢油事故造成的沉積物污染是影響生物體內(nèi)TPH累積的一個重要因素。同時，采用US EPA人體暴露風險評價方法進行人體健康風險評估，結果顯示，污染區(qū)域生物體內(nèi)TPH經(jīng)口攝入的暴露風險指數(shù)ERI均值均大于1，分別為1.13、1.05、2.58、2.73，暴露風險處于不可接受水平。根據(jù)人體健康風險的可接受水平計算得出可接受的無齒螳臂相手蟹體內(nèi)TPH安全值為34.4 mg·kg-1，進一步計算得出污染區(qū)域沉積物中TPH的修復目標值為2 513 mg·kg-1。

石油污染；灘涂；生物體；分布；健康風險

近年來，沿海地區(qū)經(jīng)濟發(fā)展迅速，港口航道分布密集，隨著海上交通運輸業(yè)的迅猛發(fā)展，溢油事故頻發(fā)，石油污染帶來的有毒有害污染物嚴重危害沿岸海域的生態(tài)環(huán)境（Silva等，2014；陳澎等，2013；李雪英等，2011）?？偸蜔N（total petroleum hydrocarbon, TPH）的化學成分復雜，進入灘涂環(huán)境后，其遷移、轉(zhuǎn)化過程復雜多變（李海明等，2005；李磊等，2014），研究表明，濕地、沼澤或是海灘至少需要數(shù)10年才能從一個溢油事件的影響中恢復過來（Thomas和Regina，2002；劉峰等，2011）。溢油事故給灘涂生態(tài)系統(tǒng)帶來較大的危害，主要表現(xiàn)在破壞灘涂生物的棲息環(huán)境，進而影響生物體正常生長（Xin和Kai，2009；Deepak等，2012）。此外，累積在生物體內(nèi)的TPH，通過食物鏈傳遞給人體，對人的神經(jīng)系統(tǒng)、泌尿系統(tǒng)、呼吸系統(tǒng)、循環(huán)系統(tǒng)、血液系統(tǒng)等都有危害，長期接觸TPH會嚴重危害人體器官，使人體組織細胞突變致癌，甚至導致人體死亡（Xu等，2011；Bierkens和Geerts，2014）。目前，國內(nèi)對溢油污染事故的研究熱點主要集中在污染物分布特征、遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律及修復等方面（唐景春等，2013；Teng等，2013），對生物體內(nèi)殘毒及人體健康風險評估研究相對薄弱。因此，研究污染灘涂濕地中典型生物體內(nèi)TPH分布特征，對其進行暴露人體健康風險評估，進而指導后續(xù)修復工作，對污染區(qū)域的生態(tài)系統(tǒng)恢復具有重要意義。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

研究區(qū)域為河口灘涂濕地，灘地狹長。高潮灘地勢平緩，灘地沉積物主要由較細的黏土組成，中潮灘主要由粉砂質(zhì)黏土與黏土質(zhì)粉砂組成。中潮灘普遍發(fā)育潮水溝，在高潮灘與中潮灘地勢低洼處有潮水潴留形成的小水塘。灘地植被主要有蘆葦（Phragmites australis）、海三棱藨草（Scirpus mariqueter）、燈芯草（Juncus effusus L）等，其中，高潮灘蘆葦中種植了大片池杉（Taxodium ascendens）、旱柳（Salix matsudana Koidz.）。灘地的底棲動物主要有無齒螳臂相手蟹、中華絨螯蟹（Eriocheir sinensis）、泥螺（Bullacta exarata）、河蜆（Corbicula fluminea）等。此次溢油事故泄漏的油品主要為重質(zhì)燃油，油品泄漏后進入水體后，形成大面積油膜，受潮汐和風力作用，對研究區(qū)域生態(tài)環(huán)境造成影響。溢油事故發(fā)生后，采取了應急處置措施，為避免在潮汐作用下二次污染釋放，用機械將污染灘涂沉積物推至中高潮灘臨時填放，以待后續(xù)處置。

1.2 樣品采集與處理

在研究區(qū)域受石油污染并采取應急處置10個月后，對4個污染灘涂集中填放區(qū)域（A區(qū)、B區(qū)、C區(qū)、D區(qū)）以及不受溢油污染的對照區(qū)域（R區(qū)）的生物體和沉積物進行采樣分析?？紤]到無齒螳臂相手蟹的活動范圍，以集中填放區(qū)為中心（M點位），上下各20 m（上：靠近堤壩，下：靠近水域）距離處設一個監(jiān)測點位（H點位和L點位），在各個采樣區(qū)域的M點位同步采集沉積物樣品，如圖1所示。

沉積物樣品采集方法：在A、B、C、D、R區(qū)域采樣時，使用梅花布點采樣法，盡量使采樣點均勻分布于污染區(qū)域中，各點采集到的沉積物樣品充分混勻后，采用四分法收集足量樣品裝于玻璃瓶中，帶回實驗室檢測；生物樣品采集方法：在一個點位的四周大約10 m2范圍內(nèi)，采集無齒螳臂相手蟹，采取4個平行樣，質(zhì)量各約0.5 kg，當日送回實驗室，對剝離出來的內(nèi)臟和肌肉組織分別進行稱質(zhì)量、勻漿，然后放于冷柜中-10 ℃下保存。

1.3 TPH檢測

沉積物和無齒螳臂相手蟹生物體樣品均按《海洋監(jiān)測規(guī)范》（GB 17378—2007）方法，分別由紫外分光光度法和熒光分光光度法測得TPH含量。

圖1 監(jiān)測點位布設Fig. 1 Distribution of sampling point

圖2 無齒螳臂相手蟹肌肉與內(nèi)臟組織中的TPH濃度分布Fig. 2 The TPH content distribution in muscle and in visceral tissue

2 結果與討論

2.1 肌肉與內(nèi)臟組織中TPH濃度及分布特征

經(jīng)實驗室檢測分析，無齒螳臂相手蟹肌肉與內(nèi)臟組織中的TPH質(zhì)量分數(shù)分布如圖2所示。就肌肉組織而言，在受石油污染10個月后，A、B、C、D 4個區(qū)域中，H點位的TPH質(zhì)量分數(shù)分布范圍為2.94～27.75 mg·kg-1，M點位的TPH質(zhì)量分數(shù)分布范圍為14.39～39.63 mg·kg-1，L點位的TPH質(zhì)量分數(shù)分布范圍為2.39～13.67 mg·kg-1，均高于R區(qū)（對照）對應點位的無齒螳臂相手蟹肌肉組織中的TPH質(zhì)量分數(shù)。同一區(qū)域M點位的生物體肌肉組織中的TPH質(zhì)量分數(shù)高于H點位和L點位；從不同污染區(qū)域的分布情況來看，C區(qū)和D區(qū)無齒螳臂相手蟹受污染程度較嚴重，而A區(qū)和B區(qū)無齒螳臂相手蟹肌肉組織中TPH質(zhì)量分數(shù)相當，受污染程度相對較輕。

就內(nèi)臟組織而言，在受石油污染10個月后，A、B、C、D 4個區(qū)域中，H點位的TPH質(zhì)量分數(shù)分布范圍為8.62～119.5 mg·kg-1，M點位的TPH質(zhì)量分數(shù)分布范圍為79.24～155.41 mg·kg-1，L點位的TPH質(zhì)量分數(shù)分布范圍為35.36～99.34 mg·kg-1，均高于R區(qū)（對照）對應點位的無齒螳臂相手蟹內(nèi)臟中的TPH質(zhì)量分數(shù)。同時，內(nèi)臟組織中的TPH分布與肌肉組織中的TPH分布規(guī)律一致，同樣是M點位的TPH質(zhì)量分數(shù)高于H點位和L點位，并且C區(qū)和D區(qū)污染較為嚴重，而A區(qū)和B區(qū)相對較輕。

綜合不同污染區(qū)域、不同點位及生物體不同器官TPH的分布情況，可以看出溢油事故發(fā)生后，對整個研究區(qū)域造成的TPH污染是不連續(xù)非均質(zhì)的。初步分析，造成這種空間異質(zhì)性的主要原因是受到潮汐水動力、植被分布、環(huán)境狀況等因素的影響，其中潮汐水動力條件是最直接影響TPH分布的因子，溢油事故發(fā)生時正值大潮汛，形成的大塊油膜在潮汐和風力條件下往復震蕩，并且以泄漏點為中心向四周發(fā)生大面積擴散，一部分進入水體，一部分吸附在潮灘上，不斷被潮水沖刷，這種隨機的不均勻的污染物注入方式及強烈的外界條件擾動導致TPH污染的不連續(xù)非均質(zhì)性。

圖3 內(nèi)臟與肌肉組織中的TPH濃度分布關系Fig. 3 The TPH content distribution relationship between in muscle and in visceral tissue

無齒螳臂相手蟹內(nèi)臟與肌肉組織中的TPH呈現(xiàn)出良好的線性正相關關系（Pearson相關系數(shù)r=0.9456）（圖3）。在污染區(qū)域中，無齒螳臂相手蟹內(nèi)臟中TPH質(zhì)量分數(shù)高的，其肌肉組織中TPH質(zhì)量分數(shù)相應也高。內(nèi)臟組織中的TPH質(zhì)量分數(shù)普遍高于肌肉組織，這表明無齒螳臂相手蟹內(nèi)臟組織對TPH的吸收和富集能力強于肌肉組織。相關研究（甘居利等，2010）表明，TPH的主要成分是脂肪烴和芳香烴類化學物質(zhì)，具有親脂性，容易被生物體內(nèi)脂肪濃度高的組織吸收和累積，而無齒螳臂相手蟹內(nèi)臟組織中的脂肪濃度明顯高于肌肉組織中的脂肪濃度。

2.2 生物體內(nèi)與沉積物中TPH濃度及分布特征

本研究中，分別將M點位采集到的無齒螳臂相手蟹肌肉與內(nèi)臟組織中的TPH與M點位的沉積物中TPH進行對比分析（圖4）。可以看出，研究區(qū)域中，肌肉組織和內(nèi)臟組織中的TPH質(zhì)量分數(shù)與在受石油污染10個月后沉積物中TPH質(zhì)量分數(shù)呈現(xiàn)出明顯的線性關系（y=283.3 x+100，r2=0.9901；y=60.701 x+100，r2=9038），其積累量隨沉積物中TPH含量的升高而增加，這在一定程度上表明，無齒螳臂相手蟹生物體內(nèi)TPH的累積直接受沉積物中的TPH含量的影響。研究區(qū)域是一個開放的不可控系統(tǒng)，沉積物中TPH含量受天氣、潮汐水動力等外界復雜因素影響，存在一定程度的降解（Naidu等，2012），而生物體在一定范圍內(nèi)活動，棲息環(huán)境或是攝取食物中的TPH含量直接影響其體內(nèi)TPH累積。因此，生物體內(nèi)的TPH累積是一個復雜多因素參與的過程（Srinivasarao等，2011），本研究中只簡單描述了其與沉積物中TPH含量的一種表征關系，相關的機理分析還有待于更深一步的研究。

2.3 人體健康風險評估

無齒螳臂相手蟹經(jīng)常被當?shù)鼐用裼脕硎秤?，其體內(nèi)的TPH約占90%以上（Binelli和Provini，2004）通過食物攝入進入人體，因此，本研究中主要評估其經(jīng)口攝入的健康風險。目前，國際上健康風險的表征采用致癌風險值和非致癌危害商來表示（Pinedo等，2013），由于TPH組成成分復雜，主要由烴類物質(zhì)組成，且僅有少部分多環(huán)芳烴的某些組分具有致癌性，因此只表征其非致癌風險即暴露風險指數(shù)ERI（Expose risk index）或是危害商HQ（Hazard Quotient）（Pinedo等，2014；In-Sun和Jae-Woo，2010；楊曉紅等，2013）。通常認為ERI≤1時，受體所承受的非致癌風險在可接受水平內(nèi)。計算公式如下：

其中，Ci為生物體中TPH質(zhì)量分數(shù)，單位mg·kg-1，考慮到當?shù)鼐用駥o齒螳臂相手蟹的食用方法（用酒泡后直接食用），將內(nèi)臟和肌肉組織均視為食用部位，根據(jù)測量時各部位生物量將內(nèi)臟組織和肌肉組織中TPH濃度換算成生物體中TPH濃度；CR為人均日消費量，單位g·d-1；BW為身體質(zhì)量（kg），取值為60 kg；RfD為經(jīng)口攝入?yún)⒖紕┝?，單位mg·kg-1·d。

同時，可接受暴露風險的無齒螳臂相手蟹日均最大消費量CRlim，可以通過如下公式進行計算：

經(jīng)實地走訪調(diào)查，了解到當?shù)鼐用裰饕诖杭竞颓锛臼秤脽o齒螳臂相手蟹，日均消費量約在5～10 g·d-1之間，本研究取其平均值7.5 g·d-1。參考美國EPA風險評估信息系統(tǒng)（RAIS），經(jīng)口攝入?yún)⒖紕┝縍fD取值為4.3 mg·kg-1·d。

通過對人體暴露TPH而患有非致癌性慢性疾病的暴露風險指數(shù)計算得知（表1），A、B、C、D區(qū)的暴露風險指數(shù)均值均大于1，以C區(qū)和D區(qū)較為嚴重，ERI均值分別為1.13、1.05、2.58、2.73，各區(qū)域M點位的經(jīng)口攝入暴露風險指數(shù)明顯高于H和L點位。而參照區(qū)R區(qū)的ERI均值小于1，僅為0.03，暴露風險指數(shù)處于可接受水平。此外，通過計算得知，污染區(qū)域可接受暴露風險的無齒螳臂相手蟹日均最大消費量范圍在2.85～15.14 g·d-1之間。

根據(jù)人體健康風險的可接受水平（ERI=1），計算得出可接受的無齒螳臂相手蟹體內(nèi)TPH濃度安全值為34.4 mg·kg-1，根據(jù)生物體內(nèi)TPH濃度與沉積物中TPH濃度分布存在的線性（y=73.055 x，r2=0.9142）關系（圖5所示），計算得出沉積物中TPH的修復目標值分別為2513 mg·kg-1。

圖4 生物體內(nèi)TPH濃度與沉積物中TPH質(zhì)量分數(shù)分布關系Fig. 4 The relationship between TPH content in organism and in sediments

表1 無齒螳臂相手蟹體內(nèi)TPH經(jīng)口攝入的暴露風險指數(shù)Table 1 The expose risk index of TPH in Chiromantes dehaani

圖5 生物體內(nèi)TPH濃度與沉積物中TPH濃度分布關系Fig. 5 The relationship between TPH content in organism and in sediments

3 結論

（1）受污染區(qū)域中，無齒螳臂相手蟹肌肉組織中的TPH質(zhì)量分數(shù)分布范圍為2.94～39.63 mg·kg-1，內(nèi)臟中的TPH質(zhì)量分數(shù)分布范圍為8.62～155.41mg·kg-1，內(nèi)臟中的TPH含量高于肌肉組織，兩者分布規(guī)律一致，呈現(xiàn)顯著的相關性（Pearson相關系數(shù)r=0.9456）。受潮汐水動力等環(huán)境因素的影響，溢油事故發(fā)生后，整個研究區(qū)域生物體內(nèi)TPH的累積呈現(xiàn)不連續(xù)非均質(zhì)特征。

（2）無齒螳臂相手蟹肌肉與內(nèi)臟組織中的TPH與沉積物中TPH含量呈明顯的線性關系（y=283.3 x+100，r2=0.9901；y=60.701 x+100，r2=9038），沉積物中TPH含量高的點位，其生物體內(nèi)TPH含量相應也高。說明石油泄漏事故對研究區(qū)域生物棲息環(huán)境有較大的影響，溢油事故造成的沉積物污染是影響生物體內(nèi)TPH累積的一個重要因素。

（3）A、B、C、D 4個污染區(qū)域生物體TPH的暴露風險指數(shù)ERI均值均大于1，分別為1.13、1.05、2.58、2.73，暴露風險處于不可接受水平，以C區(qū)和D區(qū)較為嚴重，同時，經(jīng)計算得出，污染區(qū)域可接受暴露風險的無齒螳臂相手蟹日均最大消費量范圍在2.85～15.14 g·d-1之間。

（4）根據(jù)人體健康風險的可接受水平計算得出可接受的無齒螳臂相手蟹體內(nèi)TPH濃度安全值為34.4 mg·kg-1，參考生物體內(nèi)TPH濃度與沉積物中TPH濃度分布存在的線性（y=73.055 x，r2=0.9142）關系，計算得出沉積物中TPH的修復目標值分別為2513 mg·kg-1，可為后續(xù)修復工作提供參考。

BIERKENS J, GEERTS L. 2014. Environmental hazard and risk characterization of petroleum substances: A guided “walking tour” of petroleum hydrocarbons[J]. Environment International, 66: 182-193.

BINELLI A, PROVINI A. 2004. Risk for human health of some POPs due to fish from Lake Iseo[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 58(1): 139-145.

DEEPAK R M, HYUN J C, SHUVANKAR G, et al. 2012. Post-spill state of the marsh: remote estimation of the ecological impact of the Gulf of Mexico oil spill on Louisiana Salt Marshes[J]. Remote Sensing of Environment, 18:176-185.

IN-SUN P, JAE-WOO P. 2010. A novel total petroleum hydrocarbon fractionation strategy for human health risk assessment for petroleum hydrocarbon contaminated site management[J]. Journal of Hazardous Materials, 179(1/3): 1128-1135.

NAIDU R, NANDY S, MEGHARAJ M, et al. 2012. Monitored natural attenuation of a long-term petroleum hydrocarbon contaminated sites: a case study[J]. Biodegradation, 23(6): 881-895.

PINEDO J, IBANEZ R, IRABIEN A. 2014. A comparison of models for assessing human risks of petroleum hydrocarbons in polluted soils[J]. Environmental Modelling & Software, 55: 61-69.

PINEDO J, LBANEA R, LIJZEN J P A, et al. 2013. Assessment of soil pollution based on total petroleum hydrocarbons and individual oil substances[J]. Journal of Environmental Management, 130: 72-79.

SILVA C, MOREIRA I, OLIVEIRA O, et al. 2014. Spatial distribution and content assessment of total petroleum hydrocarbons in the intertidal zone surface sediment of Todos os Santos Bay, Brazil[J]. Environmental Monitoring&Assessment, 186(2): 1271-1280.

SRINIVASARAO N B, MISHRA I M, BHATTACHARYA S D. 2011. Biodegradation of Total Petroleum Hydrocarbons from Oily Sludge[J]. Bioremediation Journal, 15(3): 140-147.

TENG Y, FENG D, SONG L, et al. 2013. Total petroleum hydrocarbon distribution in soils and groundwater in Songyuan oil field, Northeast China[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 185(11): 59-69. THOMAS A B, REGINA G. L. 2002. The social and political meaning of the Exxon Valdez Oil Spill [J]. Spill Science & Technology Bulletin, 7: 17-22.

US EPA. 1992. Guidelines for exposure assessment [R]. FRL4129-5Washington D C: Office of Health and Environmental Assessment.

US EPA. 2000. EPA 823-B-00-008. Guidance for assessing chemical contaminant, data for use in fish advisories, Vol 2: risk assessment and fish consumption limits[S]. Washington, D C: Office of Water,

US EPA. 2014. Integrated risk information system (IRIS) . http: //www. epa. gov/ins/, 2014-4-5.

XIN L, KAI W W. 2009. The economy of oil spills: direct and indirect costs as a function of spill size[J]. Journal of Hazardous Materials, 17: 471-477.

XU S S, SONG J M, YUAN H M, et al. 2011. Petroleum hydrocarbons and their effects on fishery species in the Bohai Sea, North China[J]. Journal of Environmental Sciences, 23(4): 553-559.

陳澎, 李穎, 余小鳳, 等. 2013. “7·16”大連新港石油管道爆炸事故中的熱紅外溢油監(jiān)測[J]. 環(huán)境工程學報, 7(2): 796-800.

甘居利, 賈曉平, 林欽. 2010. 珠江口和大鵬灣海豚體內(nèi)石油烴含量[J].海洋環(huán)境科學, 29(1): 36-39.

李海明, 鄭西來, 劉憲斌. 2005. 渤海灘涂沉積物中石油污染物的遷移-轉(zhuǎn)化規(guī)律研究[J]. 海洋環(huán)境科學, 24(3): 9-12.

李磊, 蔣玫, 王云龍, 等. 2014. 長江口及鄰近海域沉積物中石油烴污染特征[J]. 中國環(huán)境科學, 34(3): 752-757.

李雪英, 孫省利, 趙利容, 等. 2011. 流沙灣海水中石油烴的時空分布特征研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 20(5): 908-912.

劉峰, 李秀啟, 董貫倉, 等. 2011. 黃河口濱海濕地水質(zhì)污染物現(xiàn)狀研究[J]. 中國環(huán)境科學, 31(10): 1705-1710.

唐景春, 劉文杰, 徐婷婷, 等. 2013. 不同處理條件對石油污染土壤植物修復的影響[J]. 環(huán)境工程學報, 7(8): 3231-3236.

楊曉紅, 蒲朝文, 張仁平, 等. 2013. 水體微囊藻毒素污染對人群的非致癌健康風險[J]. 中國環(huán)境科學, 33(1): 181-185.

中華人民共和國國家質(zhì)量監(jiān)督檢驗檢疫總局, 中國國家標準化管理委員會[S]. 2007. 海洋監(jiān)測規(guī)范(GB 17378—2007).

TPH Distribution in Organism from Oil Polluted Tidal Marshes and Health Risk Assessment

TAN Juan1, WU Jian1,2, WU Jianqiang1, LIN Genman3, WANG Min1*
1. Shanghai Academy of Environmental Sciences, Shanghai 200233, China; 2. College of Resources and Environmental Science, East China Normal University, Shanghai 200062, China; 3. School of Environmental Science and Engineering, Donghua University, Shanghai 201620, China

In order to provide guidance for ecosystem restoration in contaminated area, the Total Petroleum Hydrocarbon (TPH) distribution in typical organism (Chiromantes dehaani) around tidal marshes which were polluted after an oil spill accident was studied, and human exposure assessment approach by US EPA was applied to evaluate the human health risk. The sediments and organisms samples were collected in four contaminated areas and one non-contaminated area after taking emergency disposal, the TPH were measured using ultraviolet spectrophotometry and fluorescence spectrophotometry. The results showed that the content of TPH in Chiromantes dehaani’ visceral tissue, ranging from 8.62 mg·kg-1to 155.41 mg·kg-1, was significantly higher than that in muscle tissue, ranging from 2.94 mg·kg-1to 39.63 mg·kg-1. The TPH content in visceral tissue had a significantly positive correlation（Pearson correlation coefficient, r=0.945 6）with the content in muscle tissue. The accumulation of TPH in organisms presented discontinuous and heterogeneous due to the influence of environmental factors such as tidal and hydrodynamic. Meanwhile, the TPH in organisms and sediments have an obvious linear relationship（y=283.3 x+100, r2=0.990 1；y=60.701 x+100, r2=9 038）, the TPH in sediments was an important factor for TPH biological accumulation. The human health risk assessment results indicated that exposure risk index values of TPH in Chiromantes dehaani around the pollution area exceeded 1, which were 1.13, 1.05, 2.58, 2.73 respectively, the exposure risk was unacceptable. It suggested that the acceptable level of TPH in Chiromantes dehaani is 34.4 mg·kg-1according to the human health risk assessment, and the sediment remediation goal should be 2 513 mg·kg-1according to relationship between TPH content in organism and sediment.

petroleum pollution; tidal marshes; organism; distribution; health risk

X171.5

A

1674-5906（2014）09-1472-06

譚娟，吳健，吳建強，林根滿，王敏. 石油污染灘涂生物體內(nèi)TPH分布及健康風險評估[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 2014, 23(9): 1472-1477.

TAN Juan, WU Jian, WU Jianqiang, LIN Genman, WANG Min. TPH Distribution in Organism from Oil Polluted Tidal Marshes and Health Risk Assessment [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2014, 23(9): 1472-1477.

上海市科學技術委員會科研計劃項目（STCSM-13231203600）

譚娟（1987年生），女，工程師，碩士，主要從事生態(tài)修復與評價方面的研究工作。E-mail：tanj@saes.sh.cn *通信聯(lián)系，Wangm@saes.sh.cn

2014-06-21