陈苗苗¹, 孙淑¹, 周震峰^1,2
1. 青岛农业大学资源与环境学院, 青岛 266109;
2. 青岛市农村环境工程研究中心, 青岛 266109
收稿日期: 2019-10-29; 修回日期: 2019-12-28; 录用日期: 2019-12-28
基金项目: 国家自然科学基金项目（No.41201507，41301552）；公益性行业（农业）科研专项经费项目（No.201503107）；山东省"两区"建设专项资金项目（No.2011-黄-19）；山东省大学生创新创业训练计划项目（No.S201910435023）；青岛农业大学大学生创新创业训练项目（No.2019-212）
作者简介: 陈苗苗(1999-), 女, E-mail:717590144@qq.com
通讯作者（责任作者）: 周震峰, E-mail:zfzhou@qau.edu.cn

摘要：为了解废旧塑料再生行业对周边农田土壤环境的影响，在莱州市废旧塑料再生基地内部及周边农田采集22个土壤样品，利用高效液相色谱法对样品中16种多环芳烃（PAHs）含量进行了检测，并对其污染特征及健康风险进行了分析.结果表明，基地周边农田土壤中16种PAHs总含量为60.50~303.48 μg·kg^-1，除?（Chr）、二苯并（a，h）蒽（DahA）外，其余组分的检出率均为100%.萘（Nap）、苊烯（Acy）、苊（Ace）为主要组分，分别占总量的49.57%、21.32%、14.95%.参考Maliszewska-Kordybach的土壤PAHs污染程度划分方法，仅有22.73%样品达到轻微污染且集中于基地内部.在空间分布上，基地内部农田土壤中PAHs含量显著高于外部，总体表现为距基地越远，农田土壤中PAHs含量越低.基地内部各采样点PAHs的构成具有相似性，主要以低环芳烃为主，占PAHs总量的89.56%以上，表明基地内部农田土壤有相对固定的PAHs来源.主成分分析法共提取到3个主成分，表明基地周边农田土壤中的PAHs主要与燃煤、生物质燃烧以及废旧塑料焚烧有关.健康风险评估表明，成人和儿童对PAHs的暴露风险主要通过呼吸途径，儿童的暴露剂量均高于成人，但非致癌及致癌风险水平均在可接受范围.
关键词：废旧塑料再生基地农田土壤多环芳烃空间分布健康风险
Contamination characteristics and health risk assessment of PAHs in farmland soil around a typical waste plastics recycling base
CHEN Miaomiao¹, SUN Shu¹, ZHOU Zhenfeng^1,2
1. College of Resources&Environment, Qingdao Agricultural University, Qingdao 266109;
2. Qingdao Research Center of Rural Environmental Engineering, Qingdao 266109
Received 29 October 2019; received in revised from 28 December 2019; accepted 28 December 2019
Abstract: In order to investigate the effect of waste plastics recycling industry on farmland soil, 22 farmland soil samples were collected in and around the waste plastics recycling base in Laizhou. The concentrations of 16 polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) were tested by HPLC, and the contamination characteristics and health risk were analyzed. The concentrations of these 16 PAHs ranged from 60.50 to 303.48 μg·kg^-1, and all of them were detected in all samples except chrysene (Chr) and dibenz(a, h)anthracene(DahA). The naphthalene (Nap), acenaphthylene (Acy) and accenaphthene (Ace) were the main components, accounting for 49.57%, 21.32% and 14.95% of the total 16 PAHs respectively. According to the classification method of PAHs pollution degree proposed by Maliszewska-Kordybach, 22.73% of soil samples reached the degree of slight pollution, which were collected mainly in the base. The concentration of PAHs in the farmland inside the base was significantly higher than the outside, and decreased as the distance from the base increased. The composition of PAHs of each sampling point in the base was similar. The low ring aromatic hydrocarbons was the main component with more than 89.56% of the total PAHs, indicating relative fixed PAHs sources. Three principle components were extracted by the principle component analysis method, which showed the PAHs in farmland soil around base were related to combustion of coal, biomass, and waste plastics incineration. The human health risk assessment indicated that the intake of PAHs by breathing was the most important exposure pathway for adults and children, and the exposure doses of children were higher than those of adults. However, the non-carcinogenic and carcinogenic risk levels were acceptable.
Keywords: waste plastic recycling basefarmland soilPAHsspatial distributionhealth risk
1 引言(Introduction)多环芳烃(Polycyclic Aromatic Hydrocarbons, PAHs)是由两个或多个苯环构成的一类持久性有机污染物.由于化石燃料和生物质的不完全燃烧是PAHs的主要来源(Xu et al., 2006), 从而导致PAHs已经成为全球各种环境介质中最常见的有机污染物之一.毒理学研究证实, 部分PAHs化合物具有典型的“三致效应” (Samanta et al., 2002), 因此, 美国环保局(USEPA)将16种PAHs列为优先控制污染物, 而国际癌症研究机构认为16种优先级PAHs中有7种为潜在人类致癌物, 我国已将这7种PAHs列入环境监测黑名单.近年来, 国内外研究人员针对不同环境介质中PAHs的污染水平、空间分布特征及其来源开展了大量的调查研究工作(Abbas et al., 2018; Najmeddin et al., 2018; Keshavarzifard et al., 2018), 发现传统工业生产活动的无序发展导致PAHs的普遍存在, 而环境中的PAHs可直接或者间接通过降水、降尘等途径进入土壤, 最终使土壤成为环境中PAHs最主要的汇(Dumanoglu et al., 2017).相关调查发现, 我国土壤中PAHs的污染程度存在明显的区域性差异, 石油化工、钢铁冶金等企业周边土壤中PAHs含量普遍偏高, 甚至高达到几十mg·kg^-1水平(Wang et al., 2017; Wang et al., 2018; Han et al., 2019), 而远离工业区的农田土壤相对含量较低(Zheng et al., 2018).由于PAHs的半衰期较长, 会在土壤中长期滞留, 通过土壤扬尘的呼吸摄入、皮肤接触以及食物链等方式进入人体, 从而对人体健康构成潜在的风险(Jia et al., 2017; Tarafdar et al. 2018).
20世纪80年代, 大量以废旧塑料作为原材料进行塑料再生产的小作坊开始在国内部分乡镇出现并快速发展, 这些作坊式的小企业生产工艺落后, 缺少必要的污染治理设施, 已经对当地土壤环境造成了严重影响(王昱文等, 2016; 马思萍等, 2017).根据已有的研究报道, 城市生活垃圾中的塑料废弃物不完全燃烧会产生PAHs类有机污染物(Wheatley et al., 1993), 而传统的废旧塑料再生基地对于无法加以利用的废旧塑料多采取简单的焚烧方式进行处理, 因此, 当地环境不可避免地会遭到PAHs污染.烟台莱州市沙河镇废旧塑料再生基地从事废旧塑料加工已有30多年历史, 是山东省规模最大的废旧塑料再生基地之一.本文选择莱州市沙河镇废旧塑料再生基地作为研究对象, 采集基地内部及周边农田土壤样品并利用高效液相色谱法对16种PAHs含量进行了检测, 重点对其污染水平、组成及来源进行了分析, 同时对土壤中PAHs的健康风险进行了评价, 旨在为当地农田土壤的可持续利用及污染修复工作提供参考依据.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 样品采集与处理依据莱州市沙河镇废旧塑料再生基地(以下简称基地)内原有企业的分布情况, 同时兼顾当地的主导风向, 按照距离基地的远近共布设22个采样点, 即基地内部(< 1 km)和基地周边(1~3、3~5、> 5 km), 于2018年4月中旬进行采样, 采样点具体位置详见图 1.其中, 1#、2#、4#、5#、8#、9#位于基地内部, 3#、6#、7#、10#、17#在距基地1~3 km范围, 12#、13#、14#、20#、21#、22#在距基地3~5 km范围, 11#、15#、16#、18#、19#在距基地 > 5 km范围.每个采样点在半径为5 m的范围内进行五点式采样, 分别于地块的四角及中心点采集0~20 cm表层样品, 再等质量混匀5点采集样品后取1 kg, 同时记录样点周边环境信息并用GPS定位.采集后的土样去除其中石子、根等杂物, 冷冻干燥后磨细过2 mm筛, 于4 ℃暗处保存待测.
图 1(Fig. 1)

图 1 土壤采样点位置 Fig. 1Location of soil sampling sites

2.2 土壤样品中PAHs的提取和测定土壤样品中PAHs的提取和测定参考葛蔚等(2017)的方法, 准确称取2.00 g样品置于30 mL玻璃离心管中, 加入10 mL的二氯甲烷, 盖紧后超声萃取1 h, 以4000 r·min^-1离心10 min, 移取3 mL上清液于层析柱(4 g无水硫酸钠+4 g硅胶)中进行净化, 用11 mL体积比为1:1的二氯甲烷和正己烷溶液洗脱, 洗脱液收集至旋转蒸发瓶中, 40 ℃恒温条件旋蒸至近干, 加入2 mL甲醇, 过0.22 μm有机滤膜后分析.
采用高效液相色谱紫外/荧光检测器串联(HPLC/UV-FLD)的方法检测PAHs, 流动相为甲醇-水, 流速为1.0 mL·min^-1, 梯度淋洗, 柱温为40 ℃, 进样量为20 μL.16种多环芳烃分别为萘(Nap)、芴(Flo)、菲(Phe)、苊烯(Acy)、苊(Ace)、蒽(Ant)、荧蒽(Fla)、芘(Pyr)、苯并(a)蒽(BaA)、(Chr)、苯并(b)荧蒽(BbF)、苯并(a)芘(BaP)、二苯并(a, h)蒽(DahA)、苯并(k)荧蒽(BkF)、茚并(1, 2, 3-cd)芘(IcdP)、苯并(g, h, i)苝(BghiP).其中, 7种致癌PAHs为Chr、BaA、BbF、BaP、DahA、BkF、IcdP.
2.3 质量控制在回收率试验中, 将16种PAHs混合标样添加到背景值土壤中, 设置1、50和500 μg·kg^-1 3个浓度水平, 平均回收率为80%~110%且相对标准偏差为3.2%~15.8%;16种PAHs单体的检出限为0.07~2.12 μg·kg^-1, 空白分析结果均小于检出限.分析过程中每测10个样品重做一次标准曲线, 用于校准仪器的稳定性.
2.4 健康风险评价方法本文采用美国能源部风险评估信息系统(RAIS)推荐的暴露量化方法(张春辉, 2014; 陈亚南, 2019), 人群经口摄入、呼吸摄入和皮肤接触等途径暴露污染物的日均摄入剂量分别按以下公式计算:

(1)

(2)

(3)

式中, CDI为长期日摄入剂量(mg·kg^-1·d^-1); C为污染物质量浓度(mg·kg^-1); IR_oral为灰尘颗粒物摄入速率(mg·d^-1); CF为转换系数(kg·mg^-1); EF为暴露频率(d·a^-1); ED为暴露期(a); BW为平均体质量(kg); AT为平均作用时间(d); IR_inhalation为呼吸速率(m³·d^-1); ET为日暴露时间(h·d^-1); PEF为颗粒物排放因子(m³·kg^-1); ABS_dermal为皮肤吸收因子, 无量纲; SA为皮肤暴露表面积(cm²); AF为皮肤黏附系数(mg·cm^-2·d^-1); VF为挥发系数, 由化学物质的特性决定.健康风险评价模型参数取值详见表 1.
表 1(Table 1)

表 1 健康风险评价模型参数取值 Table 1 Exposure parameters value of health risk assessment

表 1 健康风险评价模型参数取值 Table 1 Exposure parameters value of health risk assessment 暴露参数 儿童 成人 数据来源 IRoral/(mg·d-1) 200 100 王昱文等, 2016 IRinhalation/(m3·d-1) 13.5 13.5 Wang et al., 2015b EF /(d·a-1) 350 350 USEPA, 2013 ED/a 6 24 USEPA, 2013 SA/cm2 2800 5700 王昱文等, 2016 AF/(mg·cm-2·d-1) 0.2 0.07 王喆等, 2008 ABSdermal 0.1 0.1 USEPA, 2013 PEF/(m3·kg-1) 1.36×109 1.36×109 USEPA, 2013 BW/kg 15 70 USEPA, 2013 AT/d 非致癌为暴露期×365, 致癌为25550 USEPA, 2013 CF 10-6 10-6 USEPA, 2013 ET/(h·d-1) 8 8 段小丽等, 2012

参考相关文献(冯焕银, 2011; 张春辉, 2014), 得到16种PAHs的毒性参数(表 2).表中PAHs毒性评估参数(非致癌参考剂量RfD和致癌斜率因子SF)来自美国风险综合信息系统(IRIS)、美国国际环境评估中心(NCEA)、健康影响评估概要表格(HEAST)等; Phe、BghiP的非致癌参考剂量参考Pyr.
表 2(Table 2)

表 2 PAHs的挥发因子(VF)、非致癌参考剂量(RfD)和致癌斜率因子(SF) Table 2 Volatile factor (VF), non-carcinogenic reference dose (RfD) and carcinogenic slope factor (SF) of PAHs

表 2 PAHs的挥发因子(VF)、非致癌参考剂量(RfD)和致癌斜率因子(SF) Table 2 Volatile factor (VF), non-carcinogenic reference dose (RfD) and carcinogenic slope factor (SF) of PAHs PAHs 挥发因子VF 非致癌参考剂量/(mg·kg-1·d-1) 致癌斜率因子/(kg·d·mg-1) 经口摄入 (RfDo) 呼吸吸入 (RfDi) 皮肤接触 (RfDd) 经口摄入 (SFo) 呼吸吸入 (SFi) 皮肤接触 (SFd) Nap 6.259×104 0.0400 0.000857 0.0200 Acy 1.483×105 0.0600 0.0300 0.0300 Ace 1.862×105 0.0600 0.0300 0.0300 Flo 5.732×105 0.0400 0.0200 0.0200 Phe 1.432×106 0.0300 0.0150 0.0150 Ant 8.763×105 0.3000 0.1500 0.1500 Fla 6.381×105 0.0400 0.0200 0.0200 Pyr 4.225×106 0.0300 0.0150 0.0150 BaA 1.060×107 — — — 0.7300 0.3100 1.4600 Chr 3.061×106 — — — 0.0073 0.0031 0.0146 BbF 5.236×106 — — — 0.7300 0.3100 1.4600 BkF 4.454×107 — — — 0.0730 0.0310 0.1460 BaP 2.722×107 — — — 7.3000 3.1000 14.6000 IcdP 6.345×107 — — — 0.7300 0.3100 1.4600 DahA 1.157×108 — — — 7.3000 3.1000 14.6000 BghiP 1.081×108 0.0300 0.0150 0.0150

以人群暴露量为基础进行健康风险评价, 根据目标污染物的致癌性, 对Nap、Ace等9种物质进行非致癌风险评价, 对BaA、BaP等7种物质进行致癌风险评价.
非致癌风险通常用风险指数(HI)进行描述, 定义为平均到整个暴露作用期的平均每日单位体重摄入量与慢性参考剂量的比值, 可用式(4)计算.

(4)

式中, CDI为长期日摄入剂量(mg·kg^-1·d^-1); RfD为污染物的参考剂量(mg·kg^-1·d^-1).
致癌风险通常用风险值(Risk)表示, 它定义为平均到整个生命期的平均每日单位体重摄入量与致癌斜率因子的乘积, 表示暴露于该种物质而导致的一生中超过正常水平的癌症发病率可用下式计算:

(5)

式中, SF为污染物致癌斜率因子(kg·d·mg^-1).
2.5 数据处理与分析利用SPSS21.0进行数据的统计分析、方差分析和主成分分析, 利用ArcGIS绘制土壤采样点位置图, 其他图件利用Origin9.0绘制.
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 基地周边农田土壤中PAHs的含量特征表 3为基地周边农田土壤中PAHs含量.由表可以看出, 16种PAHs总含量(∑PAHs)为60.50~303.48 μg·kg^-1, 平均值为(134.46±65.81)μg·kg^-1.单个组分中浓度最高的是Nap, 其次为Acy、Ace, 分别占总量的49.57%、21.32%、14.95%.除Chr和DahA的检出率分别为36.36%和68.18%外, 其余组分的检出率均为100%.
表 3(Table 3)

表 3 基地周边农田土壤中PAHs含量 Table 3 Concentrations of PAHs in farmland soil around base

表 3 基地周边农田土壤中PAHs含量 Table 3 Concentrations of PAHs in farmland soil around base PAHs 环数 最大值/ (μg·kg-1) 最小值/ (μg·kg-1) 均值/ (μg·kg-1) 标准偏差/ (μg·kg-1) 检出率 Nap 2 201.93 10.57 66.66 55.62 100.00% Acy 3 40.93 14.97 28.66 6.71 100.00% Ace 3 27.60 12.21 20.10 4.54 100.00% Flo 3 8.77 1.03 3.39 2.09 100.00% Phe 3 4.87 0.23 2.16 1.23 100.00% Ant 3 0.57 0.07 0.24 0.14 100.00% Fla 4 8.77 1.30 3.65 1.89 100.00% Pyr 4 9.67 1.50 4.58 2.30 100.00% BaA 4 1.03 0.10 0.37 0.24 100.00% Chr 4 4.73 — 0.89 1.49 36.36% BbF 5 3.70 0.40 1.71 0.82 100.00% BkF 5 0.87 0.10 0.44 0.20 100.00% BaP 5 1.53 0.13 0.68 0.35 100.00% IcdP 6 0.60 0.07 0.22 0.18 100.00% DahA 5 0.54 — 0.21 0.18 68.18% BghiP 6 0.73 0.30 0.49 0.13 100.00% ∑16PAHs 303.48 60.50 134.46 65.81

图 2为基地周边农田土壤采样点∑PAHs含量.由图可以看出, 各采样点农田土壤中∑PAHs含量差异较大, 含量较高的采样点有1#、2#、4#、5#和9#, 集中分布于基地内部, 其它17个采样点农田土壤中∑PAHs含量相对较低, 为60.50~185.32 μg·kg^-1.
图 2(Fig. 2)

图 2 基地周边农田土壤采样点∑PAHs含量 Fig. 2Concentrations of ∑PAHs in different sampling sites of farmland soil around base

Maliszewska-Kordybach根据欧洲农业土壤PAHs含量与分布, 将土壤PAHs污染程度分为无污染(< 200 μg·kg^-1)、轻微污染(200~600 μg·kg^-1)、中等污染(600~1000 μg·kg^-1)和严重污染(>1000 μg·kg^-1) (Maliszewska-Kordybach, 1996).依据这一划分标准, 基地有22.73%的采样点在200~600 μg·kg^-1范围内, 为轻微污染, 有77.27%的土壤采样品为无污染.总体来看, 基地周边农田土壤PAHs污染较轻.通过与国内部分地区农田土壤中PAHs含量调查结果(表 4)进行对比分析发现, 我国不同地区农田土壤中PAHs含量水平差异显著.受石油煤炭开采、金属钢铁冶炼以及交通运输的影响, 在所调查区域中乌鲁木齐、南宁市、毕节市、东营市、兴化市、苏南地区、长春市、德惠市公路沿线以及汾河上中游流域农田土壤中16种PAHs总含量平均值均高于1 mg·kg^-1, 最高值(东营市)甚至达到36.08 mg·kg^-1.除上述区域外, 国内大部分调查区域农田土壤中PAHs总含量平均值为226.7~928.2 μg·kg^-1, 高于本研究的调查结果, 而慈溪市、黄淮平原、武汉市远城区农田土壤中PAHs总含量平均值略低于基地内部农田土壤, 但高于基地外部农田土壤.唯有上海市滴水湖周边农田土壤中PAHs总含量平均值(39.37 μg·kg^-1)低于基地外部农田.因此, 从国内农田土壤中PAHs含量的总体分布状况来看, 基地周边农田土壤中PAHs含量整体处于较低水平, 这可能主要受益于基地与莱州城区相距较远, 且周边不存在热电、化工、冶炼等PAHs主要污染源.
表 4(Table 4)

表 4 我国不同地区农田土壤中PAHs含量对比 Table 4 Comparison of contents of PAHs in farmland soils from different regions in China

表 4 我国不同地区农田土壤中PAHs含量对比 Table 4 Comparison of contents of PAHs in farmland soils from different regions in China 研究区域 采样时间 PAHs种类 浓度范围/ (μg·kg-1) 平均值/ (μg·kg-1) 文献 汕头市 2002年3—4月 16 22.1~1256.9 318.2 Hao et al., 2007; 郝蓉等, 2007 东莞市 2002年10—12月 16 29~4079 413 张天彬等, 2005 佛山市 2003年5月 15 125.0~296.5 233.0 张天彬等, 2008 慈溪市 2006年3月 15 70.4~325.1 189.8 李久海等, 2007 台州市 2007年3月 16 52.3~991 339 王学彤等, 2009 上海市 2007年10月 16 92.2~2062.7 665.8 蒋煜峰, 2009; Jiang et al., 2011 寿光市 2008年5月 16 84~1076 289 冯岸红等, 2013 宁德市 2009年11月 16 77.3~1188 406 Zheng et al., 2018 黄淮平原 2007年11月, 2008年2月, 2009年11月 15 33.44~1246 152.4 周玲莉等, 2012 乌鲁木齐 2011年5月 16 331~2752 1742 陈敏等, 2015 福州市 2012年4月 15 324.3~1838.6 —1) 徐素云等, 2017 武汉市 2012年6月 16 12.86~876.82 122.64 贺小敏等, 2015 唐山市(煤矿区) 2012年7月 16 118.10~1042.31 487.53 赵欧亚等, 2015 重庆南山老龙洞(地下河流域) 2012年12月 16 277~3301 752.6 蓝家程等, 2014; Lan et al., 2016 上海市(滴水湖) 2012年12月 16 9.64~56.62 39.37 郭雪等, 2014 山西省(大型煤焦工业园区) 2013年11月 16 230.57~3509.12 854.74 宋康, 2017 呼和浩特市 2013年 15 114~948 338 张欣昕等, 2017 南京市(有机污染风险区) 2014年1—3月 15 306.0~1251.3 682.0 朱清禾等, 2016 南宁市 2014年6月 16 21.5~3350 1060 Wang et al., 2015a 山西省黎城(污灌区) 2014年7月 16 16.03~1320.95 226.74 刘庚等, 2017 长春市(公路沿线) 2014年10月 16 1340.69~5230.30 2954.93 陈亚南, 2019 毕节市(典型铅锌冶炼区) 2014-2015年 16 196~11592 1500 陈凤等, 2017 山东省 2015年7月 16 111.5~2744.1 556.3 葛蔚等, 2017 山东省(蔬菜大棚) 2015年7月 16 152.2~1317.7 407.4 Chai et al., 2017 鄂州市(典型城乡交错区) 2015年8月 16 16.60~1854.21 411.67 吴东辉等, 2018 沈阳市沈北新区 2015年9—10月 16 123.7~932.5 281.8 李嘉康等, 2018 吉林省(水库周边) 2016年4月 16 602.12~1271.87 877.23 Chen et al., 2018c 东营市 2016年5月 16 4250~119940 36080 单德鑫等, 2019 汾河上中游流域 2016年5月 16 143~30834 4120 王林芳, 2018 吉林省(银马) 2016年5—9月 16 427.31~1007.31 — Chen et al., 2018b 吉林省 2016年9月 16 372.9~767.2 589.9 Chen et al., 2018a 浙江省 2016年9月 16 34.04~1990.38 311.19 李欣红等, 2019 上海市(交通沿线) 2017年10月 15 44.47~1104.27 298.77 李大雁, 2018 上海市(交通沿线) 2017年4月 16 23.16~21250.25 928.16 张希等, 2019 德惠市(公路沿线) 2017年4月 16 197.65~5544.10 1529.48 陈亚南, 2019 吴江市 — 16 219.5~1628.6 — 丁爱芳等, 2005 吴江市 — 16 45.6~2286.8 801.1 丁爱芳等, 2007 兴化市 — 16 45.6~2286.8 1370.3 丁爱芳等, 2007 东莞市 — 16 29~2184 316.96 马瑾等, 2011 北京市 — 16 7.19~1811.99 460.75 周洁等, 2019 淮北平原(燃煤电厂) — 15 107~1000 — 张晗等, 2019 淮北平原(生物质电厂) — 15 204~576 311 张金良等, 2019 苏南地区 — 16 147~40300 7710 张利飞等, 2011 本研究基地内部 2018年4月 16 154.75~303.48 222.93 本研究基地外部 2018年4月 16 60.50~185.32 101.29 注：1)—表示文章中没有相关数据.

3.2 基地周边农田土壤中PAHs的空间分布特征与基地不同距离农田土壤中PAHs含量如图 3所示.由图可以看出, 基地周边农田土壤中PAHs含量空间分布存在较为明显的规律, 距基地越远, 农田土壤中PAHs含量越低.基地内部农田土壤中∑PAHs、2~3环和4环PAHs含量分别为222.93、202.79和15.45 μg·kg^-1, 显著高于基地外农田土壤(>1 km); 基地内部及周边3 km范围内农田土壤中5~6环PAHs含量为1.22~6.68 μg·kg^-1, 显著高于5 km外农田土壤.相关研究证实, 塑料燃烧会生成多种PAHs化合物(王东利等, 2003; 曹玉春等, 2005), 尽管基地及周边农田土壤中PAHs含量总体水平不高, 但基地内废旧塑料的焚烧行为可能仍对当地农田土壤中PAHs的累积造成了一定的影响.
图 3(Fig. 3)

图 3 与基地不同距离农田土壤中PAHs含量 (不同小写字母表示同一类污染物在与基地不同距离土壤中含量存在显著差异(p < 0.05)) Fig. 3Concentrations of PAHs in farmland soil at different distance from base (Different small letters in same contaminant indicate significant difference at 0.05 level between soil samples from different distance from base)

3.3 基地周边农田土壤中PAHs的构成特征基地周边农田土壤中PAHs的构成特征见图 4.由图可以看出, 基地内部农田土壤中各采样点PAHs的构成具有明显的相似性, 主要以低环芳烃(LMW, 2~3环)为主, 占PAHs总量的89.56%以上; 在基地外部与基地不同距离的各采样点土壤中PAHs的构成则存在一定差异, 2~3环、4环和5~6环所占比例分别介于83.69%~94.40%、1.14%~5.29%和4.01%~11.60%之间.国内不同地区农田土壤中PAHs的组成特征存在一定的差异, 但其共同之处在于低环的Phe和Nap所占比例较高(葛蔚等, 2017), 这可能与燃煤有关(陈凤等, 2017), 而塑料不完全燃烧过程产生的PAHs也多以低环芳烃为主.因此, 基地周边农田土壤中PAHs构成的空间差异性进一步表明基地内部农田土壤存在相对固定的PAHs来源, 可能与原有的废旧塑料再生企业有关, 而基地外部可能受到多种污染源的影响.
图 4(Fig. 4)

图 4 基地周边农田土壤中PAHs的构成特征 (a. < 1 km, b.1~3 km, c.3~5 km, d.＞5km) Fig. 4Composition characteristics of PAHs in farmland soil around base

3.4 基地周边农田土壤中PAHs的来源分析为了定量分析基地周边农田土壤中PAHs的来源, 本文利用主成分分析法进行进一步分析, 经方差极大标准化转换后的主成分因子计算结果见表 5, 原来16种PAHs包含的信息可以集中在3个主成分来反映, 其总方差贡献超过75%.
表 5(Table 5)

表 5 基地周边农田土壤中PAHs旋转后的主成分因子载荷 Table 5 Principal component factors loading after PAHs rotation in farmland soil around base

表 5 基地周边农田土壤中PAHs旋转后的主成分因子载荷 Table 5 Principal component factors loading after PAHs rotation in farmland soil around base PAHs 主成分1 主成分2 主成分3 Fla 0.817 0.404 -0.161 BbF 0.803 0.173 -0.163 Ant 0.795 0.357 -0.162 BkF 0.723 0.354 0.406 BaP 0.681 -0.019 0.542 Flo 0.677 0.647 -0.090 Phe 0.641 0.425 -0.287 DahA 0.598 0.089 0.193 Chr 0.120 0.924 -0.092 Pyr 0.348 0.809 -0.073 BaA 0.392 0.805 0.111 Nap 0.505 0.728 -0.116 IcdP 0.493 0.720 -0.116 Acy -0.283 0.682 0.509 BghiP 0.126 0.214 -0.782 Ace 0.059 0.055 0.781 提取主成分方差 31.518% 29.831% 13.737% 累计方差G(r) 31.518% 61.350% 75.087%

在第1主成分上, Fla、BbF、Ant、BkF具有较高的载荷, 高载荷的这些化合物是煤炭燃烧的典型指示物(Larsen et al., 2003; Bzdusek et al., 2004; Ribeiro et al., 2012), Ant还是木材、秸秆等不完全燃烧的代表性物质(周玲莉等, 2012), 因此, 推断第1主成分可能代表煤炭和生物质燃烧; 在第2主成分上, Chr、Pyr、BaA、Nap具有较高的载荷, 其中, Chr、BaA和Nap均与PE和PVC燃烧有关(王东利等, 2003), 故推断第2主成分代表塑料焚烧; 第3主成分在BghiP和Ace上载荷较高, BghiP被认为是汽车尾气污染的示踪剂(Peng et al., 2011), Ace代表中低温转化的石油源(Harrison et al., 1996), 故推断第3主成分代表交通和石油源.将3个主成分得分作为自变量(x1, x2, x3), 以16种PAHs总含量作为因变量进行多元线性回归, 通过获得的标准化回归系数来反应主要来源的相对贡献, 建立多元回归模型:y=0.31518x₁+0.29831x₂+0.13737x₃(r²=0.995).由此可以推测, 在基地周边农田土壤的PAHs来源中, 煤炭和生物质燃烧源贡献最大, 约占41.98%, 这可能与当地居民的生活燃煤以及传统的农作物秸秆焚烧有关; 塑料焚烧源的占比也高达39.73%, 交通和石油源所占比重较小, 仅为18.29%.因此, 基地周边农田土壤中PAHs的主要来源除了与居民燃煤和生物质燃烧有关外, 基地内部企业常年的废旧塑料焚烧也可能对PAHs在农田土壤中的累积具有较高的贡献.
3.5 基地周边农田土壤中PAHs的健康风险评价不同暴露途径的PAHs摄入量如表 6所示.由表可以看出, 对儿童而言, 经口途径、呼吸途径和皮肤接触的非致癌效应摄入量分别达到1.66×10^-6、9.53×10^-6和4.65×10^-7 mg·kg^-1·d^-1, 致癌效应摄入量分别达到4.96×10^-9、4.12×10^-10和1.39×10^-9 mg·kg^-1·d^-1; 对成人而言, 经口途径、呼吸途径和皮肤接触的非致癌效应摄入量分别达到1.78×10^-7、2.04×10^-6和7.10×10^-8 mg·kg^-1·d^-1, 致癌效应摄入量分别达到2.12×10^-9、3.54×10^-10和8.48×10^-10 mg·kg^-1·d^-1.总体而言, 儿童通过3种途径的暴露剂量均高于成人, 表明儿童的暴露风险高于成人.
表 6(Table 6)

表 6 不同暴露途径的PAHs摄入量 Table 6 PAHs intake through different exposure pathways

表 6 不同暴露途径的PAHs摄入量 Table 6 PAHs intake through different exposure pathways PAHs 非致癌效应摄入量/(mg·kg-1·d-1) 致癌效应摄入量/(mg·kg-1·d-1) 经口途径 呼吸途径 皮肤接触 经口途径 呼吸途径 皮肤接触 儿童 成人 儿童 成人 儿童 成人 儿童 成人 儿童 成人 儿童 成人 Nap 8.52×10-7 9.13×10-8 7.35×10-6 1.58×10-6 2.39×10-7 3.64×10-8 Acy 3.66×10-7 3.93×10-8 1.33×10-6 2.86×10-7 1.03×10-7 1.57×10-8 Ace 2.57×10-7 2.75×10-8 7.45×10-7 1.60×10-7 7.19×10-8 1.10×10-8 Flo 4.67×10-8 5.00×10-9 3.95×10-8 8.47×10-9 1.31×10-8 2.00×10-9 Phe 2.77×10-8 2.96×10-9 1.04×10-8 2.24×10-9 7.74×10-9 1.18×10-9 Ant 3.13×10-9 3.35×10-10 1.93×10-9 4.13×10-10 8.75×10-10 1.34×10-10 Fla 4.33×10-8 4.64×10-9 4.08×10-8 8.75×10-9 1.21×10-8 1.85×10-9 Pyr 5.86×10-8 6.28×10-9 7.51×10-9 1.61×10-9 1.64×10-8 2.50×10-9 BaA 4.01×10-10 1.72×10-10 2.06×10-11 1.76×10-11 1.12×10-10 6.86×10-11 Chr 9.78×10-10 4.19×10-10 1.73×10-10 1.48×10-10 2.74×10-10 1.67×10-10 BbF 1.88×10-9 8.05×10-10 1.94×10-10 1.67×10-10 5.26×10-10 3.21×10-10 BkF 4.84×10-10 2.07×10-10 6.06×10-12 5.19×10-12 1.35×10-10 8.27×10-11 BaP 7.47×10-10 3.20×10-10 1.51×10-11 1.30×10-11 2.09×10-10 1.28×10-10 IcdP 2.43×10-10 1.04×10-10 2.17×10-12 1.86×10-12 6.81×10-11 4.16×10-11 DahA 2.26×10-10 9.67×10-11 1.14×10-12 9.80×10-13 6.32×10-11 3.86×10-11 BghiP 6.32×10-9 6.77×10-10 3.41×10-11 7.31×10-12 1.77×10-9 2.70×10-10

根据USEPA的相关定义(USEPA, 2002), 对于非致癌风险, 当非致癌危害指数超过1时, 认为会对人体健康产生危害.PAHs中非致癌成分和致癌成分对成人和儿童的潜在风险如图 5所示.由图可知, 基地周边农田土壤PAHs污染导致的儿童与成人非致癌指数分别为8.71×10^-3和1.86×10^-3, 对儿童的非致癌风险高于成人, 但均小于1, 表明其对人群的非致癌健康危害可接受.不同PAHs化合物的非致癌风险大小依次为Nap>> Acy>Ace>Fla>Flo>Pyr>Phe> BghiP>Ant, Nap的非致癌指数要比其他PAHs化合物高出2~6个数量级, 其累积非致癌指数占非致癌指数总和的98.8%以上.不同暴露途径对非致癌风险的贡献由大到小依次为呼吸途径>>经口途径>皮肤接触, 非致癌风险主要由呼吸途径贡献, 对成人和儿童的贡献率分别达到89.13%、81.76%.
图 5(Fig. 5)

图 5 PAHs中非致癌成分(a)和致癌成分(b)对成人和儿童的潜在风险 Fig. 5Potential Risk of non-carcinogenic ingredients (a) and carcinogenic ingredients (b) in PAHs to adults and children

由图 5还可以看出, 不同暴露途径对致癌风险的贡献由大到小依次为呼吸途径>>经口途径>皮肤接触, 致癌风险主要由呼吸途径贡献, 对成人和儿童的贡献率分别达到89.02%、81.72%.
对于致癌风险, USEPA推荐可接受的范围为10^-6~10^-4. 7种致癌PAHs的致癌风险大小顺序为BaP>DahA>BbF>BaA>IcdP>BkF>Chr, 儿童和成人的致癌风险分别为1.41×10^-8和7.02×10^-9, 远小于10^-6, 表明基地周边农田土壤PAHs污染不会对儿童和成人造成潜在的致癌风险.
4 结论(Conclusions)1) 基地周边农田土壤中16种PAHs总含量介于60.50~303.48 μg·kg^-1, Nap、Acy、Ace为主要组分, 分别占总量的49.57%、21.32%、14.95%.除Chr (36.36%)、DahA(68.18%)外, 其余组分的检出率为100%.参考Maliszewska-Kordybach提出的土壤PAHs污染程度划分方法, 仅有22.73%样品达到轻微污染且集中于基地内部.
2) 在空间分布上, 基地内部农田土壤中PAHs含量显著高于外部, 总体表现为距基地越远, 农田土壤中PAHs含量越低; 基地内部各采样点PAHs的构成具有相似性, 主要以低环芳烃为主, 占PAHs总量的89.56%以上, 表明基地内部农田土壤有相对固定的PAHs来源.
3) 主成分分析法共提取到3个主成分, 表明基地周边农田土壤中的PAHs主要与燃煤、生物质燃烧以及废旧塑料焚烧有关.
4) 健康风险评估表明, 成人和儿童对PAHs的暴露风险主要通过呼吸途径, 儿童的暴露剂量均高于成人, 但非致癌及致癌风险水平均在可接受范围.

参考文献

Abbas I, Badran G, Verdin A, et al. 2018. Polycyclic aromatic hydrocarbon derivatives in airborne particulate matter:sources, analysis and toxicity[J]. Environmental Chemistry Letters, 16(2): 439-475.

Bzdusek P A, Christensen E R, Li A, et al. 2004. Source apportionment of sediment PAHs in lake Calumet, Chicago:Application of factor analysis with nonnegative constraints[J]. Environmental Science & Technology, 38(1): 97-103.

曹玉春, 严建华, 李晓东, 等. 2005. 塑料焚烧过程中PAHs生成的动力学模拟[J]. 燃料化学学报, 33(4): 497-501.

Chai C, Cheng Q Q, Wu J, et al. 2017. Contamination, source identification, and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in the soils of vegetable greenhouses in Shandong, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 142: 181-188.

陈凤, 王程程, 张丽娟, 等. 2017. 铅锌冶炼区农田土壤中多环芳烃污染特征、源解析和风险评价[J]. 环境科学学报, 37(4): 1515-1523.

陈敏, 陈莉, 黄平. 2015. 乌鲁木齐土壤中多环芳烃的污染特征及生态风险评价[J]. 中国环境监测, 31(2): 84-91.

陈亚南.2019.公路沿线农田土壤和玉米中多环芳烃风险评价[D].长春: 东北师范大学

Chen Y N, Zhang F, Zhang J Q, et al. 2018a. Accumulation characteristics and potential risk of PAHs in vegetable system grow in home garden under straw burning condition in Jilin, Northeast China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 162: 647-654.

Chen Y N, Zhang J Q, Zhang F, et al. 2018b. Contamination and health risk assessment of PAHs in farmland soils of the Yinma River Basin, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 156: 383-390.

Chen Y N, Zhang J Q, Zhang F, et al. 2018c. Polycyclic aromatic hydrocarbons in farmland soils around main reservoirs of Jilin Province, China:occurrence, sources and potential human health risk[J]. Environmental Geochemistry and Health, 40(2): 791-802.

丁爱芳, 潘根兴, 李恋卿. 2007. 江苏省部分地区农田表土多环芳烃含量比较及来源分析[J]. 生态与农村环境学报, 23(2): 71-75.

丁爱芳, 潘根兴, 张旭辉. 2005. 吴江市水稻土中多环芳烃(PAHs)含量及来源的研究[J]. 农业环境科学学报, 24(6): 1166-1170.

段小丽, 黄楠, 王贝贝, 等. 2012. 国内外环境健康风险评价中的暴露参数比较[J]. 环境与健康杂志, 29(2): 99-104.

Dumanoglu Y, Gaga E O, Gungormus E, et al. 2017. Spatial and seasonal variations, sources, air-soil exchange, and carcinogenic risk assessment for PAHs and PCBs in air and soil of Kutahya, Turkey, the province of thermal power plants[J]. Science of the Total Environment, 580: 920-935.

冯岸红, 朱智成, 陈社军, 等. 2013. 寿光土壤中多环芳烃的污染特征及风险评估[J]. 中国环境科学, 33(9): 1607-1614.

冯焕银, 傅晓钦, 赵倩, 等. 2011. 宁波土壤中多环芳烃的健康风险评价[J]. 农业环境科学学报, 30(10): 1998-2004.

葛蔚, 程琪琪, 柴超, 等. 2017. 山东省农田土壤多环芳烃的污染特征及源解析[J]. 环境科学, 38(4): 1587-1596.

郭雪, 毕春娟, 陈振楼, 等. 2014. 滴水湖及其水体交换区沉积物和土壤中PAHs的分布及生态风险评价[J]. 环境科学, 35(7): 2664-2671.

Han J, Liang Y, Zhao B, et al. 2019. Polycyclic aromatic hydrocarbon (PAHs) geographical distribution in China and their source, risk assessment analysis[J]. Environmental Pollution, 251: 312-327.

Hao R, Wan H F, Song Y T, et al. 2007. Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in agricultural soils of the southern subtropics, China[J]. Pedosphere, 17(5): 673-680.

郝蓉, 宋艳暾, 万洪富, 等. 2007. 南亚热带典型地区农业土壤中多环芳烃和有机氯农药研究[J]. 生态学报, 27(5): 2021-2029.

Harrison R M, Smith D J T, Luhana L. 1996. Source Apportionment of Atmospheric Polycyclic Aromatic Hydrocarbons collected from an urban location in Birmingham, U.K.[J]. Environmental Science & Technology, 30(3): 825-832.

贺小敏, 李爱民, 吴昊, 等. 2015. 武汉市远城区农田土壤中多环芳烃的分布特征、来源和风险评价[J]. 环境化学, 34(11): 2139-2141.

Jia J, Bi C, Guo X, et al. 2017. Characteristics, identification, and potential risk of polycyclic aromatic hydrocarbons in road dusts and agricultural soils from industrial sites in Shanghai, China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 24(1): 605-615.

蒋煜峰.2009.上海地区土壤中持久性有机污染物污染特征、分布及来源初步研究[D].上海: 上海大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-11903-2009252710.htm

Jiang Y F, Wang X T, Wu M H, et al. 2011. Contamination, source identification, and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in agricultural soil of Shanghai, China[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 183(1/4): 139-150.

Keshavarzifard M, Moore F, Keshavarzi B, et al. 2018. Distribution, source apportionment and health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in intertidal sediment of Asaluyeh, Persian Gulf[J]. Environmental Geochemistry and Health, 40(2): 721-735.

蓝家程, 孙玉川, 师阳, 等. 2014. 岩溶地下河流域表层土壤多环芳烃污染特征及来源分析[J]. 环境科学, 35(8): 2937-2943.

Lan J C, Sun Y C, Xiao S Z, et al. 2016. Polycyclic aromatic hydrocarbon contamination in a highly vulnerable underground river system in Chongqing, southwest China[J]. Journal of Geochemical Exploration, 168: 65-71.

Larsen R K, Baker J E. 2003. Source Apportionment of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in the urban atmosphere:A comparison of three methods[J]. Environmental Science & Technology, 37(9): 1873-1881.

李大雁.2018.交通道路沿线农田土壤多环芳烃的分布特征和生态风险研究[D].广州: 华东理工大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10251-1018225640.htm

李嘉康, 宋雪英, 魏建兵, 等. 2018. 沈北新区土壤中多环芳烃污染特征及源解析[J]. 环境科学, 39(1): 379-388.

李久海, 董元华, 曹志洪, 等. 2007. 慈溪市农田表层、亚表层土壤中多环芳烃(PAHs)的分布特征[J]. 环境科学学报, 27(11): 1909-1914.

刘庚, 牛俊杰, 王玲, 等. 2017. 污灌区农田土壤多环芳烃污染及风险评价[J]. 环境化学, 36(7): 1622-1629.

李欣红, 史咲頔, 马瑾, 等. 2019. 浙江省农田土壤多环芳烃污染及风险评价[J]. 农业环境科学学报, 38(7): 1531-1540.

马瑾, 邱兴华, 周永章, 等. 2011. 东莞市农业土壤多环芳烃污染及其空间分布特征研究[J]. 北京大学学报:自然科学版, 47(1): 149-158.

Maliszewska-KordybachB. 1996. Polycyclic aromatic hydrocarbons in agricultural soils in Poland:Preliminary proposals for criteria to evaluate the level of soil contamination[J]. Applied Geochemistry, 11(1/2): 121-127.

马思萍, 崔云霞, 沈汇超, 等. 2017. 废塑料集散地农田土壤中污染物的初步检测[J]. 环境科技, 30(1): 58-62.

Najmeddin A, Sadegh Z, Moore F, et al. 2018. Pollution, source apportionment and health risk of potentially toxic elements (PTEs) and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in urban street dust of Mashhad, the second largest city of Iran[J]. Journal of Geochemical Exploration, 190: 154-169.

Peng C, Chen W, Liao X, et al. 2011. Polycyclic aromatic hydrocarbons in urban soils of Beijing:status, sources, distribution and potential risk[J]. Environmental Pollution, 159(3): 802-808.

Ribeiro J, Silva T, Filho J G M, et al. 2012. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in burning and non-burning coal waste piles[J]. Journal of Hazardous Materials, 199-200: 105-110.

Samanta S K, Singh O V, Jain R K. 2002. Polycyclic Aromatic Hydrocarbons:environmental pollution and bioremediation[J]. Trends in Biotechnology, 20(6): 243-248.

单德鑫, 刘霄, 甘露, 等. 2019. 山东省东营市农田土壤PAHs污染特征及风险评估[J]. 东北农业大学学报, 50(1): 77-87.

宋康.2017.大型煤焦工业园区周边土壤多环芳烃污染特征与风险评价[D].太原: 山西农业大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10113-1019021400.htm

Tarafdar A, Sinha A. 2018. Public health risk assessment with bioaccessibility considerations for soil PAHs at oil refinery vicinity areas in India[J]. Science of the Total Environment, 616: 1477-1484.

US Environmental Protection Agency.2002.Calculating upper confidence limits for exposure point concentrations at hazardous waste sites[R]. Washington District of Columbia: Office of Emergency and Remedial Response: 1-22

US Environmental Protection Agency.2013. Mid Atlantic Risk Assessment. Regional Screening Level (RSL) Summary Table[S]. Washington District of Columbia: United States Environmental Protection Agency

Wang C H, Wu S H, Zhou S L, et al. 2015a. Polycyclic aromatic hydrocarbons in soils from urban to rural areas in Nanjing:concentration, source, spatial distribution, and potential human health risk[J]. Science of the Total Environment, 527-528: 375-383.

Wang C H, Wu S H, Zhou S L, et al. 2017. Characteristics and source identification of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in urban soils:a review[J]. Pedosphere, 27: 17-26.

王东利, 徐晓白, 储少岗. 2003. 塑料废物焚烧与持久性有机物环境污染[J]. 环境与健康杂志, 20(4): 250-252.

Wang J, Chen G C, Christie P, et al. 2015b. Occurrence and risk assessment of phthalate esters (PAHs) in vegetables and soils of suburban plastic film greenhouses[J]. Science of the Total Environment, 523: 129-137.

王喆, 刘少卿, 陈晓民, 等. 2008. 健康风险评价中中国人皮肤暴露面积的估算[J]. 安全与环境学报, 8(4): 152-156.

王林芳. 2018.汾河上中游流域农田土壤多环芳烃和重金属污染研究及评价[D].太原: 山西农业大学

王昱文, 柴淼, 曾甯, 等. 2016. 典型废旧塑料处置地土壤中邻苯二甲酸酯污染特征及健康风险[J]. 环境化学, 35(2): 364-372.

Wang L J, Zhang S W, Wang L, et al. 2018. Concentration and risk evaluation of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in urban soil in the typical semi-arid city of Xi'an in northwest China[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 15(4): 607-621.

王学彤, 贾英, 孙阳昭, 等. 2009. 典型污染区农业土壤中PAHs的分布、来源及生态风险[J]. 环境科学学报, 29(11): 2433-2439.

Wheatley L, Levendis Y A, Vouros P. 1993. Exploratory study on the combustion and PAH emissions of selected municipal waste plastics[J]. Environmental Science & Technology, 27(13): 2885-2895.

吴东辉, 刘红霞, 刘毛林, 等. 2018. 典型城乡交错区土壤中多环芳烃污染及健康风险评价[J]. 环境化学, 37(7): 1565-1574.

Xu S, Liu W, Tao S. 2006. Emission of polycyclic aromatic hydrocarbons in China[J]. Environmental Science & Technology, 40: 702-708.

徐素云, 陈卫锋, 倪进治, 等. 2017. 福州市蔬菜基地土壤重金属和多环芳烃的含量及其与土壤磁性指标的关系[J]. 环境工程学报, 11(8): 4861-4867.

张春辉, 郭建阳, 石顺权, 等. 2014. 贵阳市主干道降尘中的多环芳烃及其健康风险评估[J]. 生态学杂志, 33(10): 2810-2816.

张晗, 刘凯, 邹天森, 等. 2019. 某地区两个燃煤电厂周边农田土壤中多环芳烃污染特征及生态安全评价[J]. 环境化学, 38(8): 1832-1841.

张金良, 张晗, 邹天森, 等. 2019. 某生物质电厂周边农田土壤中多环芳烃污染特征及生态安全评价[J]. 环境科学学报, 39(5): 1655-1663.

张利飞, 杨文龙, 董亮, 等. 2011. 苏南地区农田表层土壤中多环芳烃和酞酸酯的污染特征及来源[J]. 农业环境科学学报, 30(11): 2202-2209.

张天彬, 万洪富, 杨国义, 等. 2008. 珠江三角洲典型城市农业土壤及蔬菜中的多环芳烃分布[J]. 环境科学学报, 28(11): 2375-2384.

张天彬, 杨国义, 万洪富, 等. 2005. 东莞市土壤中多环芳烃的含量、代表物及其来源[J]. 土壤, 37(3): 265-271.

张欣昕, 张福金. 2017. Pollution characteristics and ecological risk assessment of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in agricultural soils of Hohhot, China[J]. Agricultural Science & Technology, 18(4): 747-752.

张希, 杨静, 刘敏, 等. 2019. 上海交通沿线农田土壤中PAHs分布特征及源解析[J]. 中国环境科学, 39(2): 741-749.

赵欧亚, 冯圣东, 石维, 等. 2015. 煤矿区农田土壤多环芳烃生态风险评估方法比较[J]. 安全与环境学报, 15(2): 352-358.

Zheng H, Qu C K, Zhang J Q, et al. 2018. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in agricultural soils from Ningde, China:levels, sources, and human health risk assessment[J]. Environmental Geochemistry and Health. DOI:10.1007/s10653-018-0188-7

周洁, 张敬锁, 刘晓霞, 等. 2019. 北京市郊农田土壤中多环芳烃污染特征及风险评价[J]. 农业资源与环境学报, 36(4): 534-540.

周玲莉, 薛南冬, 李发生, 等. 2012. 黄淮平原农田土壤中多环芳烃的分布、风险及来源[J]. 中国环境科学, 32(7): 1250-1256.

朱清禾, 曾军, 吴宇澄, 等. 2016. 南京有机污染风险区农田土壤多环芳烃污染状况研究[J]. 土壤通报, 47(6): 1485-1489.