, 孙玉川1,2
, 朱琳跃1, 蓝家程3, 陈畅1, 胡雨晴1, 李晓丽11. 西南大学地理科学学院, 岩溶环境重庆市重点实验室, 重庆 400715;
2. 中国地质科学院岩溶地质研究所, 自然资源部/广西岩溶动力学重点实验室, 桂林 541004;
3. 贵州师范大学喀斯特研究院, 国家喀斯特石漠化防治工程技术研究中心, 贵阳 550001
收稿日期: 2021-01-29; 修回日期: 2021-03-21; 录用日期: 2021-03-21
基金项目: 中央高校基本科研业务费专项（No.XDJK2019B067）；广西岩溶动力学重大科技创新基地开放课题项目（No.KDL & Guangxi202012）
作者简介: 叶凯(1995—), 男, E-mail: 1303381610@qq.com
通讯作者（责任作者）: 孙玉川, E-mail: sunyc@swu.edu.cn
摘要：为探究岩溶槽谷区土壤中多环芳烃(PAHs)的环境行为, 选取典型的竹林地、灌丛地和耕地作为研究对象, 运用气相色谱-质谱联用仪定量分析土壤中的PAHs.结果表明, 土壤剖面中PAHs污染水平表现为竹林地(204.13 ng·g-1)>耕地(175.47 ng·g-1)>灌丛地(106.00 ng·g-1), 土壤质量总体良好.3种土地类型均表现为浅层土壤的PAHs含量显著高于深层土壤(p < 0.05), 表明岩溶区土壤对防止地下水污染具有重要意义; 2~3环PAHs易运移至深层土壤, 而4~6环PAHs受TOC含量的影响则主要积聚在浅层土壤, 富集能力表现为灌丛地>耕地>竹林地; PAHs运移特征主要受控于有机质的吸附和水的溶解两种机制, PAHs和土壤的理化性质是影响PAHs运移的重要因素.结合同分异构体比值法和主成分分析法的源解析结果, 得出研究区土壤中PAHs主要源于当地能源燃烧和交通污染, 而大气沉降是重要污染途径.
关键词：多环芳烃(PAHs)地表覆被污染水平运移特征来源解析岩溶槽谷区
Migration characteristic and source analysis of PAHs in soils with different surface cover in typical Karst trough Valley Area
YE Kai1
, SUN Yuchuan1,2, ZHU Linyue1, LAN Jiacheng3, CHEN Chang1, HU Yuqing1, LI Xiaoli11. Chongqing Key Laboratory of Karst Environment, School of Geographical Sciences, Southwest University, Chongqing 400715;
2. Key Laboratory of Karst Dynamics, Ministry of Natural Resources/Guangxi Zhuang Autonomous Region, Institute of Karst Geology, Chinese Academy of Geological Sciences, Guilin 541004;
3. State Engineering Technology Institute for Karst Decertification Control, School of Karst Science, Guizhou Normal University, Guiyang 550001
Received 29 January 2021; received in revised from 21 March 2021; accepted 21 March 2021
Abstract: Typical bamboo forest land, shrub land and cultivated land in a typical karst trough valley area were selected to study the environmental behavior of PAHs by quantification of gas chromatography-mass spectrometry. Our results revealed that the PAHs pollution level in soil profiles was bamboo forest land (204.13 ng·g-1)>cultivated land (175.47 ng·g-1)>shrub land (106.00 ng·g-1), and the soil quality was generally good. Among the three land types, the content of PAHs in surface soil was significantly higher than that in bottom soil (p < 0.05), indicating that the soil in karst area was of great significance for prevention of groundwater pollution; 2~3 ring PAHs could easily migrate to bottom soil layer, while 4~6 ring PAHs were mainly accumulated in surface layer, along with TOC content, and the ability to concentrate PAHs was shrub land>cultivated land>bamboo forest land; the migration characteristic of PAHs was mainly subject to adsorption of organic matter and dissolution of water, and physicochemical properties of PAHs and soil were important factors affecting the migration ability of PAHs. Source analysis results obtained by using isomer ratio method and principal component analysis method, revealed that the PAHs in soils of study area came from local energy combustion and traffic pollution, and atmospheric deposition was an important route of pollution.
Keywords: polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)surface coverpollution levelmigration characteristicsource analysiskarst trough valley area
1 引言(Introduction)多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)主要源于有机物的不完全燃烧(Liu et al., 2016), 广泛分布于各环境介质中, 因具有致畸、致癌和致突变性而备受关注(Xiang et al., 2018；Drwal et al., 2019).截至2016年, 我国PAHs排放总量虽有明显下降, 但仍高达32720 t(Han et al., 2019).随着社会经济的发展和能源需求的增加, PAHs的高排放将对生态系统和人类健康构成严重威胁.早在1979年, 美国环保署(USEPA)就将16种PAHs列入优先控制污染物的名单.
PAHs属于非极性疏水物质, 可长时间吸附在土壤颗粒上(Marzooghi et al., 2017).土壤有机碳、土壤的扰动和淋溶以及PAHs性质均是控制PAHs垂向运移的重要因素(Shi et al., 2018；鲁垠涛等, 2019；Ukalska-Jaruga et al., 2019).PAHs倾向富集在有机碳含量高的土壤(Lan et al., 2016；费佳佳等, 2017)；土壤中低环PAHs常呈溶解态随水运移, 而高环PAHs常与有机质胶体结合, 不易运移至土层底部(蓝家程等, 2014), 因此土壤是地下水的天然保护层.然而, 受制于碳酸盐岩较弱的造壤能力, 岩溶区土层通常偏薄, 相比于非岩溶区, PAHs在岩溶土壤中的通过能力更强, 造成土壤对污染物的过滤净化作用大幅削弱(孙玉川等, 2014；王尊波等, 2016).Simmleit等(1987)研究表明在快速的土壤渗流作用下, 岩溶区浅薄土壤中会有0.3%~3.3%的PAHs污染物输入地下水.Perrette等(2013)研究表明岩溶区通常仅低环PAHs才可由土壤输入地下水, 只有在水土流失的情况下, 土壤中的高环PAHs才有机会输入地下水.而Sun等(2019)研究表明岩溶土壤可能已经丧失了对地下水的保护作用.因此本文以中梁山岩溶槽谷为研究对象, 探究地表覆被对土壤PAHs污染特征和垂直运移的影响及其机制, 并结合同分异构体比值法和主成分分析法揭示土壤中PAHs的来源, 从而有利于更清晰地认识PAHs污染物在岩溶土壤中的行为机理, 这对保护岩溶地下水资源具有重要意义.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 研究区概况中梁山岩溶槽谷位于重庆市北碚区和沙坪坝区(106°22′~106°29′E, 29°39′~29°50′N), 分布在川东平行岭谷主体山脉——华蓥山帚状褶皱束东缘.研究区属于亚热带季风气候, 年均温18 ℃, 年降雨量为1200~1300 mm.研究区背斜核部为三叠系下统飞仙关组(T1f), 因岩层的非可溶性而隆起为山地；两侧为三叠系下统嘉陵江组(T1j)和中统雷口坡组(T2l), 因岩层的可溶性而被溶蚀为谷地；两翼下端的三叠系上统须家河组(T3xj)和侏罗系下统自流井组(J1z)岩层在山体外侧形成侧岭, 呈现“一山三岭两槽”的笔架式地貌形态(图 1).研究区广布非地带性石灰土, 土壤侵蚀严重, 土层深度多为0.5~1.5 m.
图 1(Fig. 1)
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| 图 1 研究区概况和土样采集位置 Fig. 1Study area overview and collection location of soil sample |
2.2 样品采集本研究选择了3个土壤剖面(即竹林地、灌丛地和耕地), 共采集33个土壤样品.采样时间为2019年6月.采集土壤时, 先挖一个深1.1 m的土坑, 运用不锈钢铲, 每隔10 cm从土层底部依次向上采集至表层土.土样置于避光的棕色广口瓶, 尽快送至实验室, 除去小石块和根系后冷冻干燥, 研磨过65目筛, 储存于-26 ℃的冰箱中直至分析.
2.3 试剂与材料样品分析所需甲醇、正己烷、二氯甲烷和乙酸乙酯(色谱纯)均购自美国Fisher公司.脱脂棉经抽提后烘干；无水硫酸钠于550 ℃灼烧8 h；硅胶和氧化铝分别于130 ℃和450 ℃活化, 且均加入3%的超纯水部分失活；铜粉于稀盐酸中去除表面氧化物.USEPA规定的16种优控PAHs混标购自德国Dr.Ehrenstorfer公司；5种回收率指示物：氘代萘(Nap-D8)、氘代二氢苊(Ace-D10)、氘代菲(Phe-D10)、氘代(Chr-D12)和氘代苝(Per-D12)以及内标物质六甲基苯(HMB)均购自美国Supelco公司.
2.4 样品前处理与分析土壤含水率用质量法测定；TOC含量用TOC3100仪器测定；pH值用WTW3430仪器测定, 水土质量比为2.5∶1.
土壤中PAHs的提取和分析在前人研究(Lu et al., 2012)中有详细报告, 这里只做简要描述.每个样品(10 g)与等量无水硫酸钠和2 g活性铜粉充分混合, 用快速溶剂萃取系统(ASE350)萃取；所有样品均加入2 μL回收率指示物, 用玻璃硅胶-氧化铝层析柱淋洗后加入内标物质；在选定的离子监测(SIM)模式下用气相色谱-质谱联用仪(GC-MS, Agilent7890AGC, 5975CMSD)检测PAHs.
2.5 质量控制与保障所有样品分析测试均实行三级质量保证和质量控制.用回收率指示物和空白样控制样品预处理过程, 所有数据均经回收率校正.实验结果显示样品回收率为76%~115%.
2.6 渗透势(Lp)PAHs随土层深度的变化特点与其性质密切相关, 渗透势(Lp)可反映土壤中PAHs性质对运移能力的影响(Laskowski et al., 1982), 计算公式如下：
 | (1) |
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 土壤剖面中PAHs的污染水平研究区土壤剖面中16种PAHs均有检出, 除InP、DaA和BgP外的13种单体PAH检出率高达100%, 表明研究区PAHs普遍存在且来源稳定.竹林地、灌丛地和耕地PAHs含量分别为40.98~518.33、48.11~258.01和40.40~448.46 ng·g-1, 均值分别为204.13、106.00和175.47 ng·g-1(表 1).土壤中PAHs污染水平与土地类型密切相关：竹林冠层郁闭度高, 不仅削弱了PAHs的光解和挥发, 还降低了空气流动性, 从而减缓与大气的动态交换, 增强竹林对大气中PAHs的沉降捕获效应, 并且竹林地内部开阔, 地表覆盖物较少, 林冠吸附的PAHs经雨水淋洗可直接到达表层土；灌丛地群落垂直结构明显, 大气沉降中的PAHs经灌木层、草本层和凋落物层的截滞后, 到达表层土的含量明显减少；耕地暴露面积大, 直接接受大气沉降, 且农业灌溉可增加PAHs来源, 故灌丛地PAHs含量低于竹林地和耕地.此外, 竹林地、灌丛地和耕地7种致癌性PAHs含量分别为4.77~300.80、3.84~123.80和4.59~252.23 ng·g-1, 均值分别为90.88、30.90和75.47 ng·g-1, 分别占PAHs含量的45%、29%和43%, 表明竹林地和耕地对生物健康的危害更大.
表 1(Table 1)
| 表 1 土壤剖面中PAHs的含量1) Table 1 Content of PAHs in soil profile | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 1 土壤剖面中PAHs的含量1) Table 1 Content of PAHs in soil profile
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与其它岩溶区土壤中PAHs污染水平相比, 研究区低于老龙洞地下河系统(753 ng·g-1)(Lan et al., 2016)、金佛山南坡(849 ng·g-1)(师阳等, 2015)、南川表层岩溶泉区域(987 ng·g-1)(Sun et al., 2019)和郭庄泉岩溶水系统(17174 ng·g-1)(Shao et al., 2014), 高于清水泉地下河流域(38.72 ng·g-1)(孔祥胜等, 2014).依据欧洲土壤环境质量标准(Maliszewska-Kordybach, 1996)(∑PAHs＜200 ng·g-1表示未受污染, 200~600 ng·g-1表示轻度污染, 600~1000 ng·g-1表示中度污染, ＞1000 ng·g-1表示重度污染), 得出竹林地属于轻度污染, 灌丛地和耕地未受污染.
3.2 土壤剖面中PAHs的垂向变化和运移特征3.2.1 PAHs含量的垂向变化不同地表覆被的土壤中PAHs含量的垂向变化趋势基本一致, 表现为PAHs含量与土层深度的显著负相关关系(p＜0.01), 即PAHs含量随土层深度增加而下降(图 2).竹林地PAHs含量最大值在30 cm土层, 为518.33 ng·g-1, 30 cm以下土层PAHs含量锐减, 其中, 40~60 cm土层PAHs含量为100~200 ng·g-1, 60 cm以下土层稳定在100 ng·g-1以内.灌丛地PAHs含量最大值在10 cm土层, 为258.01 ng·g-1, 10 cm以下土层PAHs含量锐减, 20~30 cm土层PAHs含量为100~200 ng·g-1, 30 cm以下土层小于100 ng·g-1.耕地PAHs含量最大值在表层土, 为448.46 ng·g-1, 10~30 cm土层在200 ng·g-1以上, 30 cm以下土层PAHs含量锐减, 50~90 cm土层PAHs含量随深度增加而趋于稳定, 结合TOC含量(图 2), 表明PAHs在垂向运移过程中大部分被滞留在土层上部, 部分则继续向下运移, 由于耕地位于槽谷汇水区, 100 cm土层的含水率明显增加, 随水运移的PAHs积聚于此, 故此层PAHs含量略有上升.通常30~40 cm土层为腐殖质层与矿质土的界限(He et al., 2009), 以此将土层划分为浅层土壤(0~40 cm)和深层土壤(＞40 cm).研究表明浅层土壤PAHs含量显著高于深层土壤(p＜0.05), 显示土壤中PAHs输入速率要快于向下运移转化的速率.一般地, PAHs在土壤中的运移决定了土壤对PAHs容量的大小(费佳佳等, 2017).本研究表明在生态脆弱的岩溶区, 土壤仍可有效吸附PAHs, 这对保护岩溶含水层的地下水资源具有重要意义(Schwarz et al., 2011；Perrette et al., 2013).
图 2(Fig. 2)
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| 图 2 PAHs含量和土壤理化性质的垂向变化 Fig. 2Vertical variation of PAHs content and soil physicochemical properties |
3.2.2 PAHs组分的垂向变化图 3表示土壤中PAHs组分相对百分含量(质量分数)随土层深度增加的变化情况.研究区不同地表覆被的土壤中PAHs组分的垂向变化趋势具有一致性, 即随着土层深度增加, 2~3环PAHs相对百分含量增加, 4~6环PAHs相对百分含量减少.在竹林地、灌丛地和耕地中, 4~6环PAHs相对百分含量大于50%的土层分别位于0~40 cm、0~20 cm和0~30 cm处, 往下的土层2~3环PAHs相对百分含量则大于50%, 表明浅层土壤富集高环PAHs的能力显著高于深层土壤(p＜0.05), 是由于高分子量PAHs对固体基质的亲和力较大, 且高含量TOC的强吸附会引起高环PAHs降解减少(Shao et al., 2014).通过比较4~6环PAHs含量的变异系数(CV), 得出土壤富集高环PAHs的能力表现为灌丛地＞耕地＞竹林地.结合4~6环PAHs相对百分含量大于50%的土层中TOC含量：灌丛地(21.96 g·kg-1)＞耕地(17.85 g·kg-1)＞竹林地(16.76 g·kg-1), 表明土壤富集高环PAHs的能力与TOC含量密切相关.TOC含量通常受地表覆被影响：竹叶和枝桠的难分解性导致竹林地表层有机质含量偏低；灌丛地植被多样, 凋落物丰富且分解迅速, 故表层有机质含量高；耕地通过施肥增加有机质来源, 养分易被作物快速吸收, 一旦作物被采摘, 有机质又回到原有水平.本研究表明, 虽然岩溶土壤对低环PAHs的滞留能力弱, 但却对高环PAHs具有高效的吸附能力, 这在一定程度上减轻了高环PAHs对岩溶地下河的污染.
图 3(Fig. 3)
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| 图 3 PAHs组分的垂向变化 Fig. 3Vertical variation of PAHs components |
3.3 土壤剖面中PAHs垂向运移的影响因素假定PAHs含量为在固相与液相中吸附平衡时的数值, 且PAHs运移只受吸附作用影响, 此时可用“相对丰度”反映各单体PAHs在土壤中的运移能力(何江涛等, 2009；孙玉川等, 2014), 即某一层位的PAHs占表层土的百分比含量.随着土层深度增加, 相对丰度降低得越快, 表明PAHs更易被吸附至土壤上, 运移能力就越差.相较于Nap和Phe, Fla、BaP和BgP的相对丰度在深层土壤有明显的下降趋势(图 4).依据相对丰度垂向变化, 得出5种单体PAHs在土壤中的运移能力：Nap＞Phe＞Fla＞BaP≈BgP, 即低环PAHs比高环PAHs运移能力更强, 这与土壤中PAHs渗透势的结果基本相符.一般地, PAHs随着苯环数增加, 水溶解度减小, 而辛醇-水分配系数(Kow)和有机碳分配系数(Koc)增大, 疏水性增强, 致使PAHs更易由土壤渗流分配至土壤颗粒, 表现为随水向下运移的能力减弱.
图 4(Fig. 4)
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| 图 4 PAHs相对丰度的垂向变化 Fig. 4Vertical variation of relative abundance of PAHs |
对PAHs与土壤理化性质进行相关性分析(表 2), 表明土壤水分是控制灌丛地(p＜0.01)和耕地(p＜0.05)低环PAHs分布的主导因素, TOC含量则是控制高环PAHs分布的主导因素(p＜0.01), 而竹林地低环PAHs不与土壤含水率相关(p＞0.05), 却与TOC含量呈显著正相关(p＜0.01).土壤pH值与高环PAHs呈显著负相关(p＜0.01), 表明pH值降低促进土壤对高环PAH的吸附.同时, 土壤pH值与TOC呈良好的线性关系(图 5), 表明pH值是通过改变腐殖质数量和结构来影响高环PAHs在土壤有机质上的吸附行为(Sun et al., 2019).一般地, PAHs在土壤中的运移主要受控于两种作用相反的机制, 即有机质的吸附和水的溶解(Ukalska-Jaruga et al., 2019；Sun et al., 2019).通常土壤有机质随土层深度增加而减少, 高环PAHs(logKow＞5.1)垂向运移受土壤有机质的影响强于水的溶解淋洗作用, 故垂向递减明显；低环PAHs(logKow＜4.6)与溶解有机质的结合会促进固相解吸, 从而提升PAHs运移能力(孙玉川等, 2014).
表 2(Table 2)
| 表 2 PAHs与土壤理化性质的相关性1) Table 2 Correlation between PAHs and soil physicochemical properties | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 2 PAHs与土壤理化性质的相关性1) Table 2 Correlation between PAHs and soil physicochemical properties
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图 5(Fig. 5)
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| 图 5 土壤pH值与TOC含量的线性关系 Fig. 5Linear relationship between soil pH and TOC content |
此外, 土壤粒径的大小也能显著影响土壤剖面中PAHs的垂向运移过程.前人研究了中梁山岩溶槽谷区不同地表覆被土壤的机械组成, 结果表明：随着土层深度增加, 砂粒(粒径1~0.05 mm)和粗粉粒(粒径0.05~0.01 mm)含量呈递减趋势, 而细粉粒(粒径0.01~0.001 mm)和粘粒(粒径＜0.001 mm)的含量则呈现递增趋势(彭学义, 2019).一般地, 粒径越小的土壤颗粒比表面积越大, 能够吸附PAHs的点位越多(平立风等, 2005), 可有效阻碍PAHs的运移过程.然而本研究中PAHs含量随着土层深度增加而降低, 与小粒径土壤颗粒的分布趋势正好相反, 因此土壤粒径并非影响研究区土壤中PAHs运移的重要因素.
3.4 土壤剖面中PAHs的源解析3.4.1 同分异构体比值法运用同分异构体比值法确定土壤剖面中PAHs的污染来源.Yunker等(2002)总结了关于同分异构体比值所指示的PAHs来源.绘制3个土壤剖面中PAHs异构体比值的垂向分布情况(图 6).可以看出, 各土壤剖面中Ant/(Ant+Phe)比值主要分布在0.1以下, 故指示石油源.Fla/(Fla+Pyr)比值主要分布在0.5以上, 指示煤和生物质燃烧源.InP/(InP+BgP)比值的变化幅度较大, 且比值均大于0.2(除竹林地70~100 cm土层), 故指示煤、石油和生物质燃烧源.对于BaA/(BaA+Chry)比值, 竹林地主要分布在0.20和0.35之间, 指示混合源；灌丛地0~60 cm土层主要分布在0.20和0.35之间, 而70~100 cm土层比值分布在0.35以上, 表明灌丛地深层土壤中燃烧源对PAHs贡献的比例增大；耕地0~40 cm土层比值分布在0.2以下, 而50~100 cm土层比值主要分布在0.20和0.35之间, 表明随着土层深度增加, 耕地中PAHs来源主要由石油源转变成混合源.
图 6(Fig. 6)
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| 图 6 PAHs异构体比值的垂向分布特征 Fig. 6Vertical distribution characteristics of PAHs isomer ratios |
相比于Phe, Ant在环境中更易降解(Yunker et al., 2002), 而研究区各土壤剖面中Ant/(Ant+Phe)比值的变化幅度相对较小, 表明土壤剖面中的Ant和Phe在运移过程中未发生明显的降解.前人探究了根际土壤中微生物对PAHs的降解作用, 结果表明相较于高环PAHs, Ant和Phe的降解速率更高(Binet et al., 2000).因此, 推测本研究的PAHs在土壤剖面运移过程中微生物的降解作用不明显.
3.4.2 主成分分析法运用SPSS25.0对研究区土壤中16种PAHs进行主成分分析(principal component analysis, PCA), 依据特征值大于1的原则提取3个主成分(表 3), 累计解释总方差的94.28%(KMO=0.78；Bartlett检验χ2近似值=1328.46, p＜0.01).
表 3(Table 3)
| 表 3 PAHs的主成分因子载荷1) Table 3 Principal component factor load of PAHs | |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 3 PAHs的主成分因子载荷1) Table 3 Principal component factor load of PAHs
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第一主成分(PC1)方差贡献率为62.02%, Phe、Fla、Pyr、BaA、Chry、BbF、BkF、BaP、InP、DaA和BgP具有较高正载荷, 以高环PAHs为主, 通常这些高分子化合物源于化石燃料不完全燃烧和交通排放产生的颗粒(Zakaria et al., 2002), Phe、Fla和Pyr指示煤、石油和生物质燃烧(Mai et al., 2003；Zheng et al., 2019), BaA、Chry、BaP、InP、DaA和BgP指示汽油和柴油车辆排放(Rogge et al., 1993；Qin et al., 2014；Yang et al., 2009；李琦路等, 2019), BbF和BkF指示柴油发动机(Duan et al., 2015).第二主成分(PC2)方差贡献率为18.37%, Acy、Ace和Ant具有较高正载荷, 通常指示煤炭燃烧(Chen et al., 2005).第三主成分(PC3)方差贡献率为13.90%, Nap和Flu具有较高正载荷, 一般与石油衍生品的泄露和低温转化有关(Wang et al., 2009；Tang et al., 2018).
研究区农业生产占主导地位, 煤炭和生物质(草、秸秆和木材)是主要的能源来源, 公共交通和旅游观光私家车是主要交通污染源, 石油类污染源主要源于机动车辆清洗和行驶过程中发生的泄露和低温转化.此外, 研究区毗邻重庆市区, 其社会经济活动产生的PAHs可经大气沉降输入研究区.
4 结论(Conclusions)1) 研究区土壤剖面中PAHs污染水平与地表覆被密切相关, 表现为竹林地(204.13 ng·g-1)＞耕地(175.47 ng·g-1)＞灌丛地(106.00 ng·g-1), 总体上污染水平较低, 土壤质量良好.
2) 研究区不同地表覆被土壤中PAHs含量均表现为浅层土壤显著高于深层土壤(p＜0.05), 表明在生态脆弱的岩溶区, 土壤仍可有效吸附PAHs；PAHs组分均表现为随着土层深度增加, 2~3环PAHs相对百分含量增加, 4~6环PAHs相对百分含量减少；受不同地表覆被土壤中TOC含量的影响, 富集高环PAHs能力表现为灌丛地＞耕地＞竹林地.
3) PAHs运移特征主要受控于有机质的吸附和水的溶解两种机制, PAHs和土壤理化性质是影响PAHs运移的重要因素.
4) 结合同分异构体比值法和主成分分析的源解析结果, 研究区土壤中PAHs的主要来源为当地化石燃料和生物质燃料的燃烧以及交通污染, 并且大气沉降是重要污染途径.
参考文献
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