2019, Vol. 40
2. 水中典型污染物控制与水质保障北京重点实验室, 北京 100044;
3. 中国铁道科学研究院集团有限公司节能环保劳卫研究所, 北京 100081
, YAO Hong1,2
, XIANG Xin-xin1,2 , LIU Yin-zuo1,2 , LIU Ming-li1,2 , LU Yin-tao1,2 , YU Xiao-hua1,2
2. Beijing Key Laboratory of Aqueous Typical Pollutants Control and Water Quality Safeguard, Beijing 100044, China;
3. Energy Saving & Environmental Protection & Occupational Safety and Health Research Institute, China Academy of Railway Science Corporation Limited, Beijing 100081, China
多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是一种含有两个或者多个苯环的持久性有机污染物.PAHs主要来源于人为源(如石油、煤炭等不完全燃烧)且具有持久性, 因而广泛地存在于沉积物、大气、土壤以及水体等多介质环境中[1, 2].目前, 在世界上许多国家的农业区域中, 由于快速城镇化、工业化以及密集的农业活动, 土壤、地表水或者大气中的PAHs可通过地表水补给、渗漏、农业灌溉以及污染土壤的淋滤等作用进入地下水环境, 导致农村区域中地表水以及地下水面临着PAHs污染的严重的风险[3~5].
近年来, 大量的学者对土壤、大气和地表水等介质中PAHs的分布及来源进行了调查研究, 如Sun等[6]报道了中国东部地区26个省市地区中农田表层土壤中PAHs的残留特征. Ma等[7]报道了中国11个城市大气中PAHs的分布水平. Liu等[8]使用PMF模型对长江三角洲表层沉积物残留的PAHs进行了来源分析.然而目前国内外对地下水中PAHs的残留及分布研究相对较少, 且主要针对小区域内地下水中PAHs的分布进行报道.昌盛等[4]报道了滹沱河冲洪积扇地下水中多环芳烃的分布特征, 张跃进等[5]以及李佳乐等[9]研究了污灌对地下水中PAHs污染的影响, Li等[10]研究了PAHs在黄河河口地表水-地下水之间的环境行为, 石油输入以及石油燃烧加重了环境中PAHs的污染.
沈抚新城是由沈阳东部农村区域以及抚顺西部农村区域组成, 正在进行城镇化建设, 该区域土地利用类型正在由耕地转变为城市居民或者工业园区用地.由于水资源短缺等问题, 该区域耕地曾有使用污水进行灌溉的历史, 土壤表层PAHs污染严重[11, 12].而沈阳和抚顺又是以“煤”为基础的资源型重工业城市, 区域环境面临PAHs污染的风险较大[13, 14].随着城镇化的进行, 人口不断密集, 地下水作为该区域重要的工农业生产、居民饮用水的水源或备用水源, 其污染造成的健康危害不容忽视.所以, 对该区域地下水PAHs的残留进行分析具有很重要的现实意义.为此, 本文选取处于正在进行城镇化建设的沈抚新城为研究区域, 分析该区域地下水中PAHs的污染特征、来源, 并对PAHs的饮水健康风险进行评价, 以期为区域地下水污染防治提供数据支撑.
1 材料与方法 1.1 化学标准品及主要试剂16种EPA优控的PAHs混合标准品:萘(Nap)、苊烯(Acy)、苊(Ace)、芴(Flo)、菲(Phe)、蒽(Ant)、荧蒽(Flu)、芘(Pyr)、苯并[a]蒽(BaA)、䓛(Chr)、苯并[b]荧蒽(BbF)、苯并[k]荧蒽(BkF)、苯并[a]芘(BaP)、二苯并[a, h]蒽(DahA)、茚并[1, 2, 3-cd]芘(IcdP)、苯并[ghi]苝(BghjP), 以及13C标记的代标物(Naphthalene-D8、Fluorene-D10、Pyrene-D10、Perylene-D12、Phenanthrene-D10)均购于美国Accustandard公司.其中Phenanthrene-D10作为内标物, 用于标准曲线的校正.Naphthalene-D8、Fluorene-D10、Pyrene-D10和Perylene-D12作为代标物, 用于实验过程中污染物回收率的计算.农残级的正己烷、丙酮、二氯甲烷、异辛烷购于美国J.T.Baker公司.硅胶(100~200目)购于德国Merck公司, 在130℃下活化18~24 h, 平衡6 h密封保存于棕色瓶中待用.无水硫酸钠(优级纯)购于天津第三化工有限公司, 于马弗炉中600℃烘烧6~8 h, 密封于棕色瓶中置于干燥器中待用.
1.2 样品的采集沈抚新城为沈阳市东部和抚顺市西部的沈抚连接带, 正在进行城镇化建设, 处于沈阳经济区的核心位置, 也是沈抚两市同城化发展的先导区.该区域总面积为605 km2, 其中沈阳市335 km2, 抚顺市259 km2.目前研究区域主要的土地利用类型为耕地和林地, 分别占总面积的60%和30%, 而城镇用地大约占总面积的1%.随着城镇化的快速建设, 预计到2020年, 城镇化区域面积可占到总面积的40%左右.本研究采用网格布点的方法, 构建0.01°×0.01°经纬度网格系统.2014年12月枯水期期间, 根据村庄分布、土地利用和实际交通等情况, 在研究区域采集了49个地下水样品, 采样点如图 1所示.
|
图 1 沈抚新城土地利用和地下水采样点分布示意 Fig. 1 Land use types and groundwater sampling sites in Shen-Fu New City |
地下水采样主要为民用井, 水样水深大致为50~100 m处, 采样时, 取水样2 000 mL, 置于预先用蒸馏水和二氯甲烷洗净的棕色玻璃瓶中, 棕色试剂瓶置入加有冰块的保温箱, 运回实验室于冰箱4℃保存, 并且在48 h内完成样品前处理.
1.3 水样预处理与测定水样的分析方法主要参考文献[15].取1 L水样用0.45 μm滤膜过滤并转移到分液漏斗中, 加入100 μL的PAHs的代标后, 用100 mL的二氯甲烷进行振荡萃取5 min, 静置分层10 min, 分离有机相, 重复上述萃取步骤3次, 然后将有机相合并, 通过无水硫酸钠进行脱水处理.脱水后的有机相加入15 mL的正己烷, 经过旋转蒸发仪进行浓缩处理到4 mL完成溶剂置换, 氮吹浓缩后的萃取液通过活化的硅胶净化柱进行净化处理, 淋洗液再次经过旋转蒸发仪和氮气定容到1 mL, 进行GC-MS分析.
富集的水样采用Agilent 6890-5975 GC/MS气质联用仪分析.色谱柱为DB-5MS型, 规格为30 m×0.25 mm×0.25 μm, 载气为高纯氦气(99.999%), 采用不分流进样2.0 μL.色谱柱升温程序为:初始温度50℃, 先以10℃·min-1的速率升温至180℃, 保持1 min, 再以5℃·min-1的速率升温至280℃, 保持10 min.进样口温度270℃, 流速为1.0 mL·min-1.质谱条件:传输线和离子源的温度分别为270℃和250℃.离子源为EI源, 电子轰击源能量为70 eV, 选择离子检测SIM模式进行数据采集, 最后采用内标法定量.
1.4 质量控制与质量保证为了保证实验分析数据的准确性和可靠性, 每10个水样分析的过程中, 同时处理1个空白样及1个加标样, 分别监测人为影响情况、实验的重现性及方法的回收率. 4种PAHs代标物(Naphthalene-D8、Fluorene-D10、Pyrene-D10和Perylene-D12)的回收率分别为：60%~100%、61%~110%、68%~118%和63%~118%, 其中平均值分别为85%、92%、101%和101%, 符合质控要求.
2 结果与讨论 2.1 PAHs污染现状枯水期沈抚新城地下水样品中PAHs的残留现状如表 1所示, 其中Σ16PAHs的检出率为100%.检出的PAHs中, 3环和4环的PAHs检出率较高, 其检出率分别为100%和87.76%.而单体中3环的苊烯(Acy)、苊(Ace)、芴(Flo)、菲(Phe)和蒽(Ant)的检出率都相对较高, 检出率皆大于90%, 其检出率分别为95.92%、97.96%、95.92%、91.84%和93.88%.高环数PAHs(5~6环)的检出率相对较低, 其检出率分别为87.76%和75.51%.而检出最低的为2环PAHs, 其检出率为57.14%.
|
表 1 沈抚新城地下水PAHs的浓度1) Table 1 Concentration of PAHs in the groundwater of Shen-Fu New City |
研究区域内地下水中PAHs的浓度范围为(4.38~2 005.02 ng·L-1), 平均浓度值为(414.64±526.13)ng·L-1.单体中BaP的浓度范围为(n.d.~59.39 ng·L-1), 根据国家生活饮用水水质标准《GB 17051-2001》规定, 饮用水中BaP的限值为10 ng·L-1, 其中研究区域有7个地区的水体中浓度大于该值, 不能被饮用.与国内其他地区地下水中PAHs残留浓度对比而言, 本研究区域地下水中PAHs的浓度高于江汉平原四湖流域上区地下水(55.86~224.63 ng·L-1)[16]、太原市小店污灌区地下水(13.98~505.89 ng·L-1)[9]、滹沱河冲洪积扇地下水(未检出~334.3 ng·L-1)[4]以及辽东半岛地下水(1.0~66 ng·L-1)[17], 低于浑河沿岸污灌区地下水(3 668~23 505 ng·L-1)[5]以及太湖平原浅层地下水(4~32 449 ng·L-1)中PAHs的残留量[18], 总体来说, 研究区域地下水中PAHs处于较高污染水平, 且部分区域地下水中BaP浓度超标, 对人类健康具有较大的潜在风险.
由图 2研究区域地下水中PAHs的环数分布特征可知, 地下水中PAHs主要以3环和4环为主, 其平均浓度分别为(190.93±238.96) ng·L-1和(140.01±234.69) ng·L-1, 分别占总PAHs含量的46%和34%.其次为2环, 浓度范围为n.d.~384.54 ng·L-1, 占总含量的13%.高环PAHs(5环和6环)的浓度最低, 其浓度平均值分别为(23.59±48.91) ng·L-1和(2.70±4.93) ng·L-1, 5环和6环占总PAHs含量的7%.可见, 该区域地下水中以中低环PAHs为主, 分析认为这可能与PAHs的物化性质以及地下水中PAHs的来源有关.一方面, 影响PAHs在土壤中纵向迁移以及水-土之间的质量分配的主要因素为PAHs的辛醇-水分配系数(Kow).低分子量的PAHs具有较小的Kow值, 相较高分子量的PAHs而言易于存在于水体中.而高分子量的PAHs因具有较大的Kow值, 具有亲脂疏水性, 易吸附在土壤中有机质中而难于进行迁移, 因此水体中以低环PAHs为主[19, 20].另一方面, 沈抚新城处于沈阳和抚顺两座城市中间, 而沈阳和抚顺是以“煤”为主的资源型重工业城市, 研究区域周边的石化企业、机械制造业以及制药行业等较多, 生产过程中低环的PAHs排放量也相对较大, 通过大气沉降或污水灌溉等由表层土壤迁移到地下水的可能性很大.且研究区域因水资源等问题, 曾有较长使用石化行业排放的污水等进行灌溉的历史, 可能造成向下迁移的PAHs量更大[12, 13].有关该区域表层土壤中PAHs的残留报道结果也显示土壤中主要以低环PAHs为主[13, 21].
|
图 2 沈抚新城地下水中PAHs的环数分布 Fig. 2 Distribution of PAHs with different rings in the groundwater in Shen-Fu New City |
为进一步明晰地下水中PAHs含量的空间分布特征, 使用克里金空间插值法对研究区域地下水中PAHs进行无偏估值, 并绘制枯水期PAHs的空间分布(如图 3).由地下水空间分布得知, PAHs由东到西、由两侧到中间的浓度逐渐升高.此外, 根据张跃进等的报道, 浑河流域地下水的流场方向是由东向西, 且与浑河流向成45°夹角, PAHs含量在地下水应力场以及地表水流向的作用下, 含量逐渐增高[5], 该结论与本研究的结果一致.
|
图 3 沈抚新城地下水中PAHs的空间分布 Fig. 3 Spatial distribution of PAHs in the groundwater in Shen-Fu New City |
根据其土地利用类型可见, 表层土壤为农田的区域地下水PAHs浓度较大, 而林地区域的PAHs浓度较小.PAHs污染最严重区域出现在北部中木匠屯以大泗水村等点位, 其最大值为2 005.02 ng·L-1.此外, 河流南岸后康村、民家村以及拉古满族乡, 地下水PAHs污染也相对较严重, 其最大浓度为1 892.98 ng·L-1.位于河流北侧东部区域的连岛村附近的村庄其PAHs浓度最小, PAHs浓度为4.38 ng·L-1.而位于城市区域附近的田屯村, 地下水中PAHs浓度也较小, 浓度值为50.20 ng·L-1.虽然城市区域相较农村区域可以产生更多的PAHs[22, 23], 但是城市区域土壤主要以水泥地面为主, PAHs向下迁移能力可能低于耕地, 造成该区域PAHs浓度较小.与王静等报道的该区域表层土壤PAHs分布规律相同[13].
综上所述, 地下水中PAHs的分布受表层土壤利用类型影响较大.表层土壤受扰动越大, 人类活动越频繁, 土壤表层PAHs的含量就越高, 地下水中PAHs含量就越大; 相反, 如林地因受人类活动影响小, 且土壤表层受干扰程度小, 其土壤表层PAHs主要来源于大气沉降等作用, 因此表层土壤中PAHs浓度较低, 地下水中PAHs浓度也相对较小, 该研究结论与崔学慧等[18]的报道结果一致.
2.3 PAHs的来源解析地表水、大气或土壤中的PAHs在进入地下水过程中因挥发、淋滤、降解、光解等作用产生损失或丢失, 从而造成“源谱”信息的失真、特征比值法等的不确定性[24].因此, 为了真实地了解地下水中PAHs的来源情况, 本研究采用主成分-多元线性回归结合方法对其来源进行分析.本研究中主成分分析通过软件SPSS 24.0完成, 将枯水期地下水中16种PAHs浓度进行因子分析, 选取特征值大于1的因子, 因子旋转方法设置为方差最大正交旋转法, 以达到对因子的解释进一步简化的目的.因子结果如表 2所示.同时, 结合多元线性回归计算PAHs各种来源的贡献率.
|
|
表 2 地下水的主成分分析1) Table 2 Principal component analysis of PAHs in the groundwater |
由表 2可见, 前4个因子的累积方法贡献率达到了86.55%, 基本上反映了原有数据的主要信息.因子1的方差贡献率为42.24%, 其主要荷载为BaA、Chr、BbF、BkF以及DahA.其中BaA和Chr是汽油和天然气燃烧的主要产物, BbF和BkF主要来源于汽油的不完全燃烧, 而DahA主要和交通排放有关, 因此成分1反映了地下水中的PAHs主要来源于汽油和天然气等的不完全燃烧源.因子2的方差贡献率为22.90%, 主要荷载为Ace、Flo、Ant、Flu以及Pyr.这些污染物中, Ant、Flo、Flu和Pyr主要来源煤炭等燃烧, 因此成分2为煤炭燃烧源.因子3的方差贡献率为12.26%, Nap和Acy的荷载系数较大.由于石油或油类主要以低分子量的PAHs(如萘、菲和蒽等)为主, 因此因子3判断为石油污染源.这也与之前报道结果一致, 由于该区域水资源等问题, 曾有长期使用石化废水进行灌溉的历史, 因此, 地下水中PAHs有石油排放等带来的污染.因子4的方差贡献率为9.15%, IcdP和BghjP的荷载系数较大, 这两种污染物主要与交通排放有关, 其中IcdP与油类燃烧有关, 而BghiP是汽油引擎的主要排放污染物, 因此成分4反映了交通排放的污染.
以PAHs总和的标准化分数为因变量, 以各因子得分为自变量(PC1、PC2、PC3和PC4的贡献率), 进行多元线性回归分析, 结果如下所示：
Y=0.640PC1+0.577PC2+0.497PC3 +0.051PC4
根据公式计算地下水体中PAHs的模拟浓度.结果如图 4所示, 将监测PAHs浓度与模拟浓度进行线性拟合, 结果表明模拟获得的PAHs浓度与实际监测PAHs的浓度之间呈显著地正相关关系(R2=0.992 9, P < 0.001), 说明该模型能够较好地解析该水体中PAHs的主要来源.
|
图 4 地下水PAHs主成分-多元线性回归的模拟结果与监测结果的相关性 Fig. 4 Correlation of model concentrations with measured concentrations of PAHs by PCA-MLR in ground water samples |
根据公式结果可知, 地下水中PAHs来源的主要4个成分包括汽油和天然气的不完全燃烧、煤炭燃烧、石油泄漏以及交通排放4个源, 其贡献率依次为36.26%、32.72%、28.17%和2.87%.
2.4 PAHs的饮水风险分析为了确定混合PAHs的毒性强弱, 引入毒性当量因子(toxic equivalent factors, TEFs)评价方法, 即以BaP为标准参考物, 设其TEF值为1, 根据TEF值计算水体中16种典型PAHs基于BaP的毒性当量TEQBaP(BaP毒性当量浓度):
|
式中, ci是第i个PAHs的浓度(ng·L-1), TEQBaP是基于BaP的毒性当量(ng·L-1).
同时, 采用US EPA建议的BaP致癌斜率因子系数(CSF)来计算PAHs的致癌.依据下列公式计算人体引用该区域地下水时的终生致癌风险(incremental life cancer risk, ILCR):
|
式中, DR为每日饮水量(L·d-1); CSF为BaP致癌斜率系数, 10 kg·d·mg-1; EF为每年暴露天数, 设为365 d; ED为暴露年数, a; BW为体重, kg; AT为人的预期寿命, 取值为27 302 d.本研究根据生理特征和生活习惯, 将人群分为3个年龄段:儿童、青年和成人, 其暴露年限ED分别为6、14、30 a, 每天饮用水的数量分别为0.447、0.718、1.227 L·d-1, 体重分别为13.95、46.75、58.78 kg[25~27].
图 5为ILCR运算出研究区域内不同人群饮用地下水的风险水平, 当癌症风险水平值小于10-6, 说明处于安全范围内, 当癌症风险水平处于10-6~10-4之间时表明有潜在的健康风险, 而高于10-4时表明存在很高的潜在健康风险.从总体来看, 人群通过饮用地下水暴露于PAHs的终生致癌风险ILCR值范围为5.55×10-10~5.65×10-6, 其中13.60%的值处于10-6~10-4之间, 具有潜在的癌症风险, 其余的处于安全范围内.各类人群中, 成人通过饮用该区域地下水产生的致癌风险水平最大, 其范围为1.81×10-9~5.65×10-6, 平均值为8.43×10-7±1.61×10-6.儿童和青年的致癌风险水平无明显性差异, 其平均值分别为2.59×10-7±4.94×10-7和2.89×10-7±5.52×10-7, 均处于安全范围内.不同群体所表现出来的致癌风险水平的差异, 主要与其自身特征有关, 成人饮用水量相较于儿童和青年大, 其表现出了较高的癌症风险水平.从空间分布来看, 致癌风险水平高于10-6点位于表层土壤为耕地的区域, 说明了灌溉作用对地下水污染的重要影响, 由灌溉带来的地下水环境质量应当引起关注.
|
图 5 地下水中PAHs终生致癌风险 Fig. 5 Health risks with incremental lifetime cancer risk for the groundwater |
(1) 本研究区域内地下水中PAHs的浓度范围为4.38~2 005.02 ng·L-1, 平均浓度值为(414.64±526.13)ng·L-1.单体中BaP的浓度范围为n.d.~59.39 ng·L-1, 其中研究区域有7个地区的水体中浓度大于国家生活饮用水水质标准《GB 17051-2001》中BaP的限值为10 ng·L-1, 不能被饮用.地下水中PAHs主要以3环和4环为主, 其平均浓度分别为(190.93±238.96)ng·L-1和(140.01±234.69)ng·L-1, 分别占总PAHs含量的46%和34%.
(2) 地下水中PAHs空间分布呈现由东到西、由两侧到中间浓度逐渐升高的趋势.地下水中PAHs的分布受表层土壤利用类型影响较大.当表层土壤为耕地时, 地下水PAHs浓度较大, 而为林地时PAHs浓度较小.
(3) 主成分分析-多元线性回归结果表明, 地下水中PAHs主要来源于汽油和天然气的不完全燃烧、煤炭燃烧、石油泄漏以及交通排放, 其贡献率依次为36.26%、32.72%、28.17%和2.87%.
(4) 不同的人群通过饮用地下水暴露于PAHs的终生致癌风险ILCR值范围为5.55×10-10~5.65×10-6, 其中13.60%的值处于10-6~10-4之间, 具有潜在的癌症风险, 对这些区域地下水环境质量应当引起关注.各类人群中, 成人通过饮用该区域地下水产生的致癌风险水平大于儿童和青年.
| [1] | Manariotis I D, Karapanagioti H K, Chrysikopoulos C V. Degradation of PAHs by high frequency ultrasound[J]. Water Research, 2011, 45(8): 2587-2594. DOI:10.1016/j.watres.2011.02.009 |
| [2] | Wolska L, Mechlińska A, Rogowska J, et al. Sources and fate of PAHs and PCBs in the marine environment[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2012, 42(11): 1172-1189. DOI:10.1080/10643389.2011.556546 |
| [3] | Li S Y, Zhang Q F. Spatial characterization of dissolved trace elements and heavy metals in the upper Han River (China) using multivariate statistical techniques[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 176(1-3): 579-588. DOI:10.1016/j.jhazmat.2009.11.069 |
| [4] |
昌盛, 耿梦娇, 刘琰, 等. 滹沱河冲洪积扇地下水中多环芳烃的污染特征[J]. 中国环境科学, 2016, 36(7): 2058-2066. Chang S, Geng M J, Liu Y, et al. Pollution characteristic of polycyclic aromatic hydrocarbons in the groundwater of Hutuo River Pluvial Fan[J]. China Environmental Science, 2016, 36(7): 2058-2066. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2016.07.022 |
| [5] |
张跃进, 朱书全, 肖汝, 等. 浑河沿岸污灌区地下水中PAHs分布特征研究[J]. 环境科学研究, 2007, 20(1): 7-11. Zhang Y J, Zhu S Q, Xiao R, et al. Study on distribution of PAHs in groundwater in irrigation area along the Hunhe River in Liaoning Province[J]. Research of Environmental Sciences, 2007, 20(1): 7-11. DOI:10.3321/j.issn:1001-6929.2007.01.002 |
| [6] | Sun Z, Zhu Y, Zhuo S J, et al. Occurrence of nitro-and oxy-PAHs in agricultural soils in eastern China and excess lifetime cancer risks from human exposure through soil ingestion[J]. Environment International, 2017, 108: 261-270. DOI:10.1016/j.envint.2017.09.001 |
| [7] | Ma W L, Liu L Y, Jia H L, et al. PAHs in Chinese atmosphere Part I:concentration, source and temperature dependence[J]. Atmospheric Environment, 2018, 173: 330-337. DOI:10.1016/j.atmosenv.2017.11.029 |
| [8] | Liu R M, Men C, Yu W W, et al. Uncertainty in positive matrix factorization solutions for PAHs in surface sediments of the Yangtze River Estuary in different seasons[J]. Chemosphere, 2018, 191: 922-936. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.10.070 |
| [9] |
李佳乐, 张彩香, 王焰新, 等. 太原市小店污灌区地下水中多环芳烃与有机氯农药污染特征及分布规律[J]. 环境科学, 2015, 36(1): 172-178. Li J L, Zhang C X, Wang Y X, et al. Pollution characteristics and distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons and organochlorine pesticides in groundwater at Xiaodian sewage irrigation area, Taiyuan City[J]. Environmental Science, 2015, 36(1): 172-178. |
| [10] | Li J, Li F D, Liu Q. PAHs behavior in surface water and groundwater of the Yellow River estuary:evidence from isotopes and hydrochemistry[J]. Chemosphere, 2017, 178: 143-153. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.03.052 |
| [11] |
宋玉芳, 常士俊, 李利, 等. 污灌土壤中多环芳烃(PAHs)的积累与动态变化研究[J]. 应用生态学报, 1997, 8(1): 93-98. Song Y F, Chang S J, Li L, et al. Accumulation and dynamic change of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in wastewater irrigated soils[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 1997, 8(1): 93-98. DOI:10.3321/j.issn:1001-9332.1997.01.017 |
| [12] | Wu B, Guo S H, Li X J, et al. Temporal and spatial variations of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in soils from a typical organic sewage irrigation area[J]. Science of the Total Environment, 2018, 613-614: 513-520. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.08.316 |
| [13] |
王静, 刘明丽, 张士超, 等. 沈抚新城不同土地利用类型多环芳烃含量、来源及人体健康风险评价[J]. 环境科学, 2017, 38(2): 703-710. Wang J, Liu M L, Zhang S C, et al. Concentration, sources and ecological risks of PAHs of different land use types in Shenfu New City[J]. Environmental Science, 2017, 38(2): 703-710. |
| [14] | Chen H Y, Teng Y G, Wang J S. Source apportionment for sediment PAHs from the Daliao River (China) using an extended fit measurement mode of chemical mass balance model[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2013, 88: 148-154. DOI:10.1016/j.ecoenv.2012.11.007 |
| [15] |
马万里, 刘丽艳, 齐虹, 等. 松花江流域冰封期水体中多环芳烃的污染特征研究[J]. 环境科学, 2012, 33(12): 4220-4225. Ma W L, Liu L Y, Qi H, et al. Pollution characteristics of polycyclic aromatic hydrocarbons in water of Songhua River Basin during the icebound season[J]. Environmental Science, 2012, 33(12): 4220-4225. |
| [16] |
龚香宜, 何炎志, 孙云雷. 江汉平原四湖流域上区地下水中多环芳烃分布特征与源解析[J]. 环境科学学报, 2015, 35(3): 789-796. Gong X Y, He Y Z, Sun Y L. Distribution and source of polycyclic aromatic hydrocarbons in groundwater in the upper region of Sihu Lake Basin from Jianghan Plain[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015, 35(3): 789-796. |
| [17] | Li X H, Shang X C, Luo T L, et al. Screening and health risk of organic micropollutants in rural groundwater of Liaodong Peninsula, China[J]. Environmental Pollution, 2016, 218: 739-748. DOI:10.1016/j.envpol.2016.07.070 |
| [18] |
崔学慧, 李炳华, 陈鸿汉. 太湖平原城近郊区浅层地下水中多环芳烃污染特征及污染源分析[J]. 环境科学, 2008, 29(7): 1806-1810. Cui X H, Li B H, Chen H H. Contamination characteristics and pollutant sources analysis on PAHs in shallow groundwater in suburb of Taihu Plain[J]. Environmental Science, 2008, 29(7): 1806-1810. DOI:10.3321/j.issn:0250-3301.2008.07.008 |
| [19] |
纪亚萍, 何江涛, 李玮, 等. 再生水中典型PAHs垂向迁移特征研究[J]. 安徽农业科学, 2014, 42(4): 1150-1154. Ji Y P, He J T, Li W, et al. Experimental research on vertical migration feature of typical PAHs in reclaimed water[J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2014, 42(4): 1150-1154. DOI:10.3969/j.issn.0517-6611.2014.04.070 |
| [20] | Akkanen J, Kukkonen J V K. Measuring the bioavailability of two hydrophobic organic compounds in the presence of dissolved organic matter[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2003, 22(3): 518-524. DOI:10.1002/etc.v22:3 |
| [21] | Song Y F, Wilke B M, Song X Y, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs), polychlorinated biphenyls (PCBs) and heavy metals (HMs) as well as their genotoxicity in soil after long-term wastewater irrigation[J]. Chemosphere, 2006, 65(10): 1859-1868. DOI:10.1016/j.chemosphere.2006.03.076 |
| [22] | Wang C H, Wu S H, Zhou S L, et al. 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, 2015, 527-528: 375-383. DOI:10.1016/j.scitotenv.2015.05.025 |
| [23] | Pratt G C, Herbrandson C, Krause M J, et al. Measurements of gas and particle polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in air at urban, rural and near-roadway sites[J]. Atmospheric Environment, 2018, 179: 268-278. DOI:10.1016/j.atmosenv.2018.02.035 |
| [24] |
廖书林, 郎印海, 王延松. 辽河口湿地土壤多环芳烃的分布及来源研究[J]. 环境科学, 2011, 32(4): 1094-1100. Liao S L, Lang Y H, Wang Y S. Distribution and sources of PAHs in soil from Liaohe Estuarine Wetland[J]. Environmental Science, 2011, 32(4): 1094-1100. |
| [25] | Ma W L, Liu L Y, Qi H, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in water, sediment and soil of the Songhua River Basin, China[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2013, 185(10): 8399-8409. DOI:10.1007/s10661-013-3182-7 |
| [26] |
刘宏文.大连市饮用水中多环芳烃的水平及致癌风险[D].大连: 大连理工大学, 2007. Liu H W. Levels and cancer risks of polycyclic aromatic hydrocarbons in drinking water in Dalian, China[D]. Dalian: Dalian University of Technology, 2007. http://www.wanfangdata.com.cn/details/detail.do?_type=degree&id=Y1225470 |
| [27] | Chen Y N, Zhang J Q, Zhang F, et al. Contamination and health risk assessment of PAHs in farmland soils of the Yinma River Basin, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018, 156: 383-390. DOI:10.1016/j.ecoenv.2018.03.020 |