P-PAHs上的氢原子被烷基取代后形成A-PAHs，比相应的P-PAHs在热力学上更不稳定，在高温和岩源中分别占总多环芳烃（T-PAHs，包括P-PAHs与PAHs衍生物）的60%和99%[22-23]. 由于A-PAHs在不同环境中具有较高的亲脂性和丰度，其净毒性的比例高于相应的P-PAHs[24]. A-PAHs已被证明在鱼类胚胎中产生类似二噁英的毒性，如重烯（7-异丙基-1-甲基苯），烷基可以改变其毒性，并为羟基化提供额外的位点[1]. 在致癌性方面，蒽和苯并[a]蒽的烷基化形式比它们的非烷基化同系物更具致癌性[25]. 此外，A-PAHs可以转化为其他毒性更强的化合物，如N-PAHs[26]. 因此A-PAHs会对环境生态安全构成更大的威胁[27].

A-PAHs在海洋环境中的丰度很高. 本研究对中国南黄海、中国东海和国外部分海域表层沉积物中的A-PAHs的污染水平进行汇总，结果见表2.

从表2可以看出，不同海域的表层沉积物中A-PAHs的污染水平有很大的差异. 总的来说，中国南黄海的A-PAHs污染水平较高，巴西巴拉那瓜河口的污染水平最低，呈现出近海的污染水平高于外海的趋势. 另外，本课题组对珠江口、大亚湾和南海北部的表层沉积物中60种PAHs（包括31种P-PAHs和29种A-PAHs）进行了全面的调查分析，发现A-PAHs在珠江口、大亚湾和南海北部的浓度范围分别为115—766、127—354、200—272 ng·g−1，占60种PAHs的32%—36%，在各A-PAHs中，浓度最高的为烷基萘和烷基菲[33]. 从浓度水平来看，我国珠江口的A-PAHs污染水平远高于中国南黄海、东海和国外部分海域，大约高2—3个数量级.

珠江口不同采样点之间A-PAHs浓度水平差异大，原因可能是悬浮颗粒物通过淡水随河流输入，大部分沉积在三角洲的北部，导致PAHs的浓度由北向南、由东向西呈下降的趋势，该分布趋势与珠江口、大亚湾和南海的总有机碳（TOC）的含量分布一致[33]. 其他研究者也发现，沉积物中有机污染物浓度与TOC含量有显著的正相关关系[34]. 然而对于沉积物中的复杂有机质，TOC的哪一种组分在控制自然沉积物中PAHs的分布起关键作用尚不清楚，还需要进一步研究. 此外，南海表层沉积物中A-PAHs对于T-PAHs的占比小于珠江口，原因可能是南海受人类活动和河流输入的影响小，因此珠江口沉积物中的A-PAHs浓度高于大亚湾和南海北部，说明人类活动和河流径流对于A-PAHs的产生和转化起重要作用[33]. 因此有必要量化河流径流影响下，有机污染物从沿海地区向海洋的运输和分布模式，这对于了解有机污染物在全球范围内的污染特征具有重要价值.

从石油污染地区采集的生物样品，在鳍鱼和贝类肌肉组织中检出A-PAHs[35]. 尼日利亚东南部虾样品中A-PAHs的浓度为(31.38±18.49) ng·g−1 ww（ww: wet weight, 湿重），对应沉积物中A-PAHs的浓度为172.36 ng·g−1 dw（dw: dry weight，干重）[30]. 说明海洋生物体内的A-PAHs与该海域表层沉积物中的A-PAHs浓度有很大的相关性. A-PAHs的地理分布和径流模式有明显的相关性，可推测近海石油活动是当地海洋生物体内的A-PAHs的重要来源. 位于发达工业化国家日本的东京湾被检测到无论是水体、沉积物还是海洋生物都含有更高浓度的A-PAHs，这点与国内珠江口PAHs的污染情况相似[36].

与非烷基化的PAHs相比，A-PAHs的分布也可以提供关于这些污染物的来源信息. A-PAHs在热力学上不像对应的P-PAHs那样稳定，因此，燃烧通常会导致非烷基化PAHs相对于烷基化同系物的富集（例如，萘的浓度高于C2-萘，C2表示2个C上有烷基取代），但具体的模式随着燃烧温度的变化而变化[37]. A-PAHs的相对丰度可用来区分其来源，随着温度的升高，A-PAHs中烷基侧链的丰度降低；与木材燃烧产物相比，煤炭燃烧产物中A-PAHs的浓度相对较高；A-PAHs在低温（100—150 ℃）下形成，而在高温下（2000 ℃）形成的含量很低，P-PAHs在热力学上比A-PAHs更稳定[38]. 因此，在高温下形成的燃烧产物中，A-PAHs被耗尽，而在地壳中低温下成岩生成的石油中，A-PAHs含量丰富. 在原油污染环境中A-PAHs的浓度远高于P-PAHs. A-PAHs的空间分布具有地点特异性，表明存在石油污染源[39]. 通常，石油源PAHs以A-PAHs和较轻的PAHs为主，较重的PAHs较少，而热源多为高环PAHs[40]. 在雅加达湾，尽管PAHs剖面有丰富的烷基化和较轻的PAHs，但也有相当数量的较重的PAHs，这表明大部分工业化国家一样，热生成源的贡献更大，但也有岩石源的输入.