环境科学  2022, Vol. 43 Issue (12): 5751-5760   PDF    
引用本文
杨北辰, 解启来, 郑芊, 郑晓波, 叶金明, 唐成金, 梁晓晖. 新疆典型地区植物和土壤多环芳烃污染特征、来源解析及健康风险评价[J]. 环境科学, 2022, 43(12): 5751-5760.
YANG Bei-chen, XIE Qi-lai, ZHENG Qian, ZHENG Xiao-bo, YE Jin-ming, TANG Cheng-jin, LIANG Xiao-hui. Occurrence, Source Analysis, and Health Risks of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Plants and Soils from Typical Areas of Xinjiang, China[J]. Environmental Science, 2022, 43(12): 5751-5760.
新疆典型地区植物和土壤多环芳烃污染特征、来源解析及健康风险评价
杨北辰1,2, 解启来1,2, 郑芊1,2, 郑晓波1,2, 叶金明1,2, 唐成金1,2, 梁晓晖1,2     
1. 华南农业大学资源环境学院, 广州 510642;
2. 广东省农业农村污染治理与环境安全重点实验室, 广州 510642
收稿日期: 2021-12-22; 修订日期: 2022-03-24
作者简介: 杨北辰(1997~), 男, 硕士研究生, 主要研究方向为有机污染防治, E-mail: 496425224@qq.com
通信作者: 解启来, E-mail: xieql@scau.edu.cn
摘要: 利用气相色谱-质谱法（GC-MS）测定新疆多段公路沿线和3个风景区植物和土壤中多环芳烃（PAHs）含量.结果表明，11个采样点的11个土壤样品Σ16PAHs含量为18.82~2153.54 ng·g-1，平均值为425.95 ng·g-1，36个采样点的59个植物样品中Σ16PAHs含量范围为9.93~748.30 ng·g-1，平均值为154.11 ng·g-1.植物样品中不同环数的PAHs平均含量高低次序为：低环（2~3环）>中环（4环）>高环（5~6环），土壤样品不同环数的PAHs平均含量高低次序为：中环（4环）>高环（5~6环）>低环（2~3环）.特征比值法和主成分分析法分析得出，土壤中PAHs主要为燃烧和石油源，植物吸收的PAHs主要来源为木材燃烧和炼焦工业.健康风险评价结果表明，S323省道库尔勒段土壤PAHs对道路工作人员致癌风险值（CR）为1.26×10-6，存在潜在健康风险.
关键词: 新疆      土壤      植物      多环芳烃(PAHs)      源解析      健康风险评价     
Occurrence, Source Analysis, and Health Risks of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Plants and Soils from Typical Areas of Xinjiang, China
YANG Bei-chen1,2 , XIE Qi-lai1,2 , ZHENG Qian1,2 , ZHENG Xiao-bo1,2 , YE Jin-ming1,2 , TANG Cheng-jin1,2 , LIANG Xiao-hui1,2     
1. College of Natural Resources and Environment, South China Agricultural University, Guangzhou 510642, China;
2. Guangdong Provincial Key Laboratory of Agricultural & Rural Pollution Abatement and Environmental Safety, Guangzhou 510642, China
Abstract: Gas chromatography-mass spectrometry was utilized to determine the contents of PAHs in plants and soil collected around several highways and three scenic areas in Xinjiang. The concentrations of Σ16PAHs ranged from 18.82 to 2153.54 ng·g-1 in 11 soil samples from 11 sampling sites, with an average value of 425.95 ng·g-1. The concentrations of Σ16PAHs ranged from 9.93 to 748.30 ng·g-1 in 59 plant samples from 36 sampling sites, with an average value of 154.11 ng·g-1. In the plant samples, the order of the average content with different ring numbers of PAHs were ranked as low rings (2-3 rings)>middle rings (4 rings)>high rings (5-6 rings), and in soil samples, the order of the average content with different ring numbers of PAHs were ranked as middle rings (4 rings)>high rings (5-6 rings)>low rings (2-3 rings). According to the ratios of indicator PAHs and principal component analysis, PAHs in soil and plant samples came from various sources, mainly the burning of fossil fuels and biomass. The main sources of PAHs in soil were combustion and petroleum, and the main sources of PAHs absorbed by plants were wood burning and coking industries. The carcinogenic risk (CR) of soil PAHs in the Korla section of the S323 provincial road to road workers was 1.26×10-6, indicating potential health risks.
Key words: Xinjiang      soil      plant      polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)      source apportionment      health risk assessment     

多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是一类持久性有机污染物, 由多个苯环通过共轭作用而形成[1], 其主要来源为化石燃料和生物有机质的不完全燃烧及高温裂解[2].PAHs具有生物蓄积性、半挥发性、长期残留性和“三致”作用, 已经越来越受到人们的重视[3].PAHs在环境中的沉降、挥发受到温度影响, 导致其含量和组成会随排放源距离增加而改变[4].由于PAHs具有亲脂性, 能被富含有机质的表层土壤吸附, 因此土壤中PAHs含量和组成能够反映当地的污染水平及污染来源[5~7].PAHs进入植物体主要有两种途径, 即土壤-植物体和空气-植物体途径[8].有研究表明, 土壤中PAHs不易从根系传递到植物体[9~11], 而主要是通过植物表面的气体交换或通过PM2.5等颗粒物沉降到植株表面吸收大气中PAHs, 因此常被作为大气中PAHs的生物监测器[12].目前已有相关报道, 利用一些植物可作天然的被动采样器, 进行大气环境中气态和颗粒污染物监测[4, 13~17].本文以新疆多段公路沿线和典型景区表层土壤及多种植物为研究对象, 分析研究区土壤和植物中PAHs的污染水平及来源, 评估PAHs污染对人体的健康风险.

1 材料与方法 1.1 仪器与试剂

本文涉及的仪器设备主要有：超声波清洗器(上海安谱科学仪器有限公司)、旋转蒸发仪(上海亚荣生化仪器厂)、氮吹仪(美国安胜科技有限公司)、超纯水系统(广州誉维生物科技仪器有限公司)、电热恒温水浴锅(上海博迅实业有限公司)、索氏提取器(广州市芊荟化玻仪器有限公司)、马弗炉和玻璃层析柱(8 mm×30 mm).

所用试剂材料：丙酮、二氯甲烷、正己烷和乙腈(色谱纯)、无水硫酸钠(分析纯)、硅胶(200~300目, 分析纯)和氧化铝(200~300目, 分析纯).标样为16种PAHs混标：萘(Nap)、苊烯(Acy)、二氢苊(Ace)、芴(Flu)、菲(Phe)、蒽(Ant)、荧蒽(Fla)、芘(Pyr)、苯并[a]蒽(BaA)、䓛(Chry)、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(InP)和苯并[g, h, i]苝(BghiP)(O2Si, 美国), 回收率指示物为5种氘代同位素PAHs(Nap-d8, Ace-d10, Ant-d10, Chry-d12和Pyr-d12, aladdin, 上海), 内标为对三联苯-d14(O2Si, 美国).

1.2 样品采集

2019年8月, 在新疆地区多段公路(G210、G216、G314、S216、S319和S323)周边和3个风景区(天山天池景区、喀纳斯景区和那拉提景区)共采集了70个土壤和植物样品.样品分布于36个采样点(见图 1).36个采样点中, 11个土壤采样点附近采集了1种或多种植物, 采集的植物种类包括桦树树叶和树皮、杨树树叶和树皮、松针和松树皮、红柳、梭梭草和苔藓.按照《土壤环境监测技术规范》(HJ/T 166-2004)采集和保存土壤样品, 树皮样品是树干上采集的枯干树皮.样品采集后放入样品袋密封, 在4℃以下冰箱中冷藏.

图 1 研究区土壤和植物采样点位置示意 Fig. 1 Soil and plant sampling site locations in the study area

1.3 样品前处理

本试验前, 将玻璃器皿用碱性洗涤液浸洗24 h, 柱层析用的氧化铝放入马弗炉650℃灼烧4 h, 冷却后加3%的去离子水活化, 无水硫酸钠放入马弗炉450℃灼烧4 h.硅胶用分析纯二氯甲烷润洗后放入烘箱中120℃活化12 h.

称取样品15.00 g至滤纸筒中, 加入10 μL氘代PAHs回收率指示物(2 ng·μL-1, 纯物质量20 ng), 量取200 mL体积比为1:1丙酮和正己烷混合液于圆底烧瓶, 在60℃水浴中抽提48 h后, 将提取液用正己烷溶剂置换, 旋蒸浓缩至2 mL.

在层析柱底填玻璃棉, 采用湿法装柱, 从柱底依次填入中性氧化铝6 cm、活化硅胶12 cm和无水硫酸钠2 cm.将提取液用30 mL正己烷和二氯甲烷1:1混合液转至层析柱, 再加入40 mL正己烷洗脱.再次旋蒸浓缩至2 mL, 氮吹至近干, 加入2 mL乙腈萃取.在-20℃冰箱静置沉淀8 h后, 取上清液过0.22 μm滤膜.将溶液转移至细胞瓶中氮吹, 添加5 μL质量浓度为5 ng·μL-1的对三联苯-d14内标溶液, 用正己烷定容至100 μL待测.

1.4 仪器分析条件

采用GCMS-QP2010型气相色谱质谱联用仪(岛津) 测定PAHs.色谱柱为DB-5 MS柱(毛细管柱, 长度30 m, 内径0.25 mm, 膜厚0.25 μm); 柱箱温度80℃, 进样口温度300℃; 进样模式：不分流, 进样时间1 min; 载气为高纯氦气; 初始压力：500~900 kPa; 流量控制方式：线速度; 压力81.3 kPa, 总流量25.0 mL·min-1, 柱流量1.2 mL·min-1, 线速度40.4 cm·s-1, 吹扫流量3.0 mL·min-1.柱箱升温程序：80℃保持1 min, 以10℃·min-1升至300℃, 保持10 min; 总程序时间33 min.质谱分析条件：离子化方式为EI正离子电离模式; 离子源温度250℃, 接口温度270℃, 溶剂延迟时间5 min, 检测器电压0.2 kV.用全扫描方式(Scan)定性, 质量扫描范围50~500 m/z, 随后用选择离子监测模式(SIM)定性.

1.5 质量保证与控制

采用空白试验和加标试验进行控制.用石英砂制备4个加标空白样, 与其他样品在同一条件进行检测; 在所有样品中加入氘代PAHs回收率指示物, 加标回收率范围为64.14%~127.98%, 最终数据结果经过回收率校正; 平行样测定结果相对偏差小于15%.采用3倍信噪比作为方法检出限, 检出限为0.08~0.67 ng·g-1; 在标准曲线的设置上, PAHs标样的7个质量浓度梯度为10、20、50、100、150、200和500 μg·L-1, 以目标化合物与内标的特征离子峰面积响应之比作为横坐标, 以目标化合物与内标的质量浓度之比作为纵坐标作线性回归方程, 线性关系良好, 回归系数R2>0.99.

1.6 土壤PAHs健康风险评价

终生癌症风险增量模型(incremental lifetime cancer risk, ILCRs)在健康风险评估中被广泛应用[5, 18, 19].利用该模型评估儿童和成人通过摄食、呼吸吸入和皮肤接触3种途径暴露于土壤中PAHs所致的健康风险, 具体计算见公式(1)~(6)[20, 21].

(1)
(2)
(3)
(4)
(5)
(6)

式中, CS为土壤中单体PAHs基于BaP的等效毒性当量含量(mg·kg-1); TEF为单体PAHs基于BaP的毒性当量, 参数见文献[22]; CSF为PAHs的致癌斜率因子, kg·d·mg-1, CSF摄食=7.3, CSF呼吸吸入=3.85和CSF皮肤接触=25[23]; CR为摄食、呼吸吸入和皮肤接触这3种暴露途径下的总和, 根据CR值大小将致癌风险划分为3个级别：不存在健康风险(CR < 10-6)、存在潜在健康风险(10-6≤CR < 10-4)和存在健康风险(CR≥10-4).其他相关参数及取值来自USEPA[24, 25]和文献[26, 27].由于土壤采样点为公路、景区两种特定环境, 因此在计算人体暴露时, 在i场景的具体暴露时间(EDi)参数根据公式(6)确定(i=1为交通环境, i=2为工作环境), 该公式引入1 d内人在各时段的特定场景花费时间的概率OP(occupancy probability)值, 和该时段时长OTj(occupancy time)值两个参数.本研究将1 d分为5个时段, 分别是00:00~07:00、07:00~9:00、9:00~17:00、17:00~19:00和19:00~24:00. OPij为j时段在i场景的概率, OTj为j时段的时长(h)[26].具体计算所需的参数数值等信息见表 1.

表 1 计算日平均暴露剂量所需参数 Table 1 Parameters required for calculation of daily average exposure dose

2 结果与讨论 2.1 研究区土壤和植物中PAHs的污染水平

研究区土壤样品中16种PAHs含量见表 2, Σ16PAHs含量范围为18.82~2 153.54 ng·g-1, 平均值为425.95 ng·g-1, 中位值为114.35 ng·g-1, 低于2000~2016年间全国土壤Σ16PAHs均值(994.63 ng·g-1)和西北地区土壤Σ16PAHs均值(1 778.5 ng·g-1)[7], 高于西藏色季拉山公路沿线Σ16PAHs均值(187.58 ng·g-1, 2017年3月)和新疆阿勒泰地区(32.24 ng·g-1, 2018年10月)Σ16PAHs均值[28, 29].原因可能是2012年国家环境保护部推行的西部大开发战略环评使新疆地区工业污染排放得到控制.研究区土壤中PAHs含量高于同期西藏公路沿线, 原因可能是新疆受到工矿企业和人类活动的影响更大.位于新疆中部的库尔勒市S323省道沿线的土壤样品中PAHs总量最高, Σ16PAHs值为2 153.54 ng·g-1, 与呼和浩特城区道路土壤接近[30].该地有较成熟的石油工业, PAHs总量高于其他地区可能与其油气开发活动有关.

表 2 研究区土壤样品中Σ16PAHs含量1) Table 2 Σ16PAHs contents in soil samples in the study area

在3个风景区的土壤样品中, 天山天池景区停车场土壤中Σ16PAHs含量为984.50 ng·g-1, 远高于那拉提景区(46.49 ng·g-1)、喀纳斯景区(157.87 ng·g-1)和各采样点土壤Σ16PAHs均值, 这可能与该地旅游旺季的客流量较大、车辆活动密集和机动车驻车时燃油燃烧不充分有关[31].

植物样品中Σ16PAHs含量范围为9.93~748.30 ng·g-1, 平均值为(154.11±19.46)ng·g-1.总体污染水平低于北京西直门道路旁的绿化树叶片(314.93~1 000.45 ng·g-1)[15]、长江中下游平原松树、杨树、樟树和冷杉等树种的树皮(389 ng·g-1)[32]和意大利那不勒斯道路冬青树叶片(106.6~4 607.5 ng·g-1)[9], 总体属于低污染水平.出现这种差异的原因可能是研究区与其他地区交通和工业活动情况的差异.植物样品中16种PAHs含量见表 3.对样本数≥6的植物样品分析, 发现同一地点不同种类的植物样品Σ16PAHs含量高低顺序为：胡杨树皮>白杨树皮>红柳, 存在明显的种间差异, 这可能与不同植物比表面积、脂肪、角质含量以及生长年限不同有关[33].

表 3 研究区植物样品中Σ16PAHs含量 Table 3 Σ16PAHs contents in plant samples in the study area

2.2 研究区土壤和植物中PAHs的组成特征

根据苯环数可将16种PAHs分为低环(2~3环)、中环(4环)、高环(5~6环).研究区土壤和植物样品以及植物中4种样本数≥6的典型植物中, 低、中和高环的16种PAHs分布情况如图 2.土壤样品中, 低环PAHs占比为21.04%~73.28%, 中环占比为21.05%~55.05%, 高环占比为1.41%~77.36%, 不同环数的PAHs含量在Σ16PAHs含量中占比平均值为：中环(42.35%)>高环(29.41%)>低环(28.24%); 植物样品中, 低环PAHs占比为21.78%~93.81%, 中环占比为0.85%~48.31%, 高环占比为5.45%~35.12%, 各环PAHs占比平均值为低环(61.56%)>中环(21.57%)>高环(16.87%).低环PAHs更容易分布在气相中, 中环PAHs在环境中的形态受温度影响较大, 同时存在于气相和固相中, 高环PAHs分子量较大较稳定, 容易沉积在固相中[34].植物中的PAHs以从大气中吸收的低环PAHs为主; 而土壤易富集沉积在固相中的高环PAHs, 因此土壤中高环PAHs的比例高于植物.

图 2 研究区植物和土壤样品各环PAHs组成 Fig. 2 PAHs composition of plant and soil samples in the study area

分析11个土壤采样点及其附近植物不同环数PAHs占比均值, 同一采样点的土壤和植物样品(含量平均值)中各环PAHs含量见图 3.使用SPSS 22对同一采样地点的土壤和植物各环数PAHs以及Σ16PAHs含量进行相关分析, 发现土壤和植物之间均无显著相关关系.原因可能是土壤和植物的PAHs有不同的来源.

图 3 同一采样点土壤和植物各环PAHs含量 Fig. 3 PAHs content of each ring number in soil and plants at the same sampling site

2.3 研究区土壤和植物中PAHs的来源解析

不同污染源排放的PAHs的种类和组成不同, 利用它们的特点, 可以分析PAHs的来源[35].不同环数的PAHs来自不同的排放源, 2~3环PAHs来源于石油污染[36], 4环PAHs来源于燃煤排放[37], 5~6环PAHs来源于机动车尾气排放[38].使用特征比值法分析PAHs的来源, 以Ant/(Phe+Ant)、Fla/(Fla+Pyr)、BaA/(BaA+Chry)和InP/(InP+BghiP)作为分析PAHs的来源的常用参数[39, 40]. 4种特征比值的判断来源见表 4.以4种特征比值作为x和y坐标轴作PAHs源解析图, 见图 4.

表 4 PAHs的特征比值和来源 Table 4 Diagnostic ratios and sources of PAHs

图 4 研究区植物和土壤样品PAHs源解析 Fig. 4 Source analysis of PAHs in plant and soil samples in the study area

土壤样品Ant/(Phe+Ant)在0.03~0.08之间, 均小于0.1, 指示为化石燃烧源.Fla/(Fla+Pyr)在0.57~0.64之间, 均大于0.5, 指示为煤和生物质燃烧源.BaA/(BaA+Chry)为0.09~0.38, InP/(InP+BghiP)为0.30~0.55, 说明土壤中PAHs有多种来源.

植物样品Ant/(Phe+Ant)在0.03~0.48之间, 小于0.1的样品占总样品数的84.75%, 指示为化石燃烧源.Fla/(Fla+Pyr)为0~1.00, 大于0.5的样品数占91.53%, 指示为煤和生物质燃烧源.BaA/(BaA+Chry)和InP/(InP+BghiP)为0~1, 说明植物吸收的大气中PAHs为混合源.

利用主成分分析法定量分析样品中PAHs来源的贡献率.运用SPSS 22软件对16种PAHs进行因子分析, 提取特征值大于1的因子, 仅显示绝对值大于0.4的系数, 分析结果如表 5所示.土壤样品数据采用最大方差旋转后得到1个主成分因子, 对总方差的解释累计达到89.747%, 16种PAHs除2环的Nap以外, 均有较高的载荷(>0.8).该因子是一个混合源, 表明土壤中PAHs主要来源于化石燃料、煤、生物质燃烧和石油泄漏.

表 5 研究区土壤和植物的PAHs的主成分分析因子载荷 Table 5 Principal component analysis of PAHs of soil and plants in the study area

将植物样品16种PAHs含量数据采用最大方差旋转后得到4个主成分因子, 对总方差的解释累计达到81.660%; 因子1方差贡献率为50.028%, 其中Nap、Acy、Ace和Flu载荷较高, Nap和Acy是木材燃烧的产物[43], Ace和Flu跟炼焦活动有关[44], 因子1可认为是燃烧和炼焦工业的混合源. 因子2方差贡献率为12.963%, Fla、Chry和BghiP组分载荷较高.这可能与当地的工业活动和道路养护相关.Fla来源于石油燃烧, Chry和BghiP为汽油发动机的排放产物[45].因子2可以认为是交通源.因子3和因子4方差贡献率为10.371%和8.298%, 载荷较高的BaP、InP和DahA是机动车尾气排放的产物.

2.4 研究区土壤PAHs健康风险评价

研究区内11个采样点土壤的PAHs对成人和儿童经3种暴露途径的ILCRs和CR见图 5.对于公路类型的土壤采样点, 计算成人和儿童交通所花时间暴露的健康风险; 考虑到公路和景区内特定职业人群(如收费站人员、道路维护人员、司机和景区工作人员等), 对于公路和景区土壤采样点, 计算成人工作所花时间暴露的健康风险.根据公式(6)和文献[26]提供的参数, 成人和儿童每天在交通中暴露的时间分别为3.810 h和5.788 h, 成人每天工作时间为10.080 h, 工作时长大于交通时长, 因此在公路上的工作人员健康风险高于一般人群.由图 5(b)可知, S323省道库尔勒段(A07点)的CR值在工作的场景下为1.26×10-6, 在该路段工作的人员有潜在健康风险(1×10-6 < CR < 1×10-4), 该类人员需要注意做好必要的职业防护.而该地对于一般人群无健康风险(CR < 1×10-6).除A07点外, 其他地区不存在健康风险(CR < 1×10-6).

(a)中柱体上方的数值为致癌风险的平均值 图 5 研究区成人和儿童不同暴露途径的ILCRs和CR Fig. 5 ILCRs and CR of different exposure pathways for adults and children in the study area

由图 5(a)可知, ILCRs皮肤接触在成人和儿童的3种ILCRs中均为最高, 分别占CR的63.98%(成人)和55.49%(儿童); ILCRs摄食其次, 分别占CR的36.02%(成人)和44.51%(儿童); 而ILCRs呼吸摄入最低, 不足其总量的0.005%, 该结论与以往的研究相一致[34, 46~49].需要说明的是, 健康风险评价的结果会由于居民个体、暴露途径、暴露年限和模型等的不确定性导致结果的不确定性[21].

3 结论

(1) 土壤中Σ16PAHs含量范围为18.82~2 153.54 ng·g-1, PAHs以中环(4环)为主, 占比平均值为：中环(4环, 42.35%)>高环(5~6环, 29.41%)>低环(2~3环, 28.24%); 植物中PAHs的占比平均值为9.93~748.30 ng·g-1, 富集的PAHs以低环为主, 占比平均值为低环(2~3环, 54.39%)>中环(4环, 26.32%)>高环(5~6环, 19.30%),

(2) 特征比值法与主成分分析法溯源表明, 研究区各公路与景区沿线采样点附近土壤污染类型为化石燃料、煤、生物质燃烧和石油泄漏的混合源(贡献率89.747%).植物吸收的大气中PAHs主要来源为木材燃烧和炼焦工业(贡献率50.028%), 以及机动车燃油排放(贡献率31.632%).

(3) 人体健康风险评价结果表明, 公路上的工作人员受到的健康风险高于一般人, 研究区域内S323省道(库尔勒段)的土壤中所含PAHs对在该路段工作的人员有潜在健康风险(1×10-6~1×10-4).其他地区健康风险属于可接受水平.

参考文献
[1] 张科. 呼伦湖和查干湖沉积物多环芳烃污染历史与来源分析[D]. 哈尔滨: 哈尔滨师范大学, 2019.
Zhang K. Pollution history and source analysis of polycyclic aromatic hydrocarbons in sediments of Hulun Lake and Chagan Lake[D]. Harbin: Harbin Normal University, 2019.
[2] 马妍, 程芦, 阮子渊, 等. 近20年中国表层土壤中多环芳烃时空分布特征及源解析[J]. 环境科学, 2021, 42(3): 1065-1072.
Ma Y, Cheng L, Ruan Z Y, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in surface soil of China (2000-2020): Temporal and spatial distribution, influencing factors[J]. Environmental Science, 2021, 42(3): 1065-1072.
[3] 李静雅, 吴迪, 许芸松, 等. 长江三角洲区域表土中多环芳烃的近期分布与来源[J]. 环境科学, 2016, 37(1): 253-261.
Li J Y, Wu D, Xu Y S, et al. Recent distribution and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface soils from Yangtze River Delta[J]. Environmental Science, 2016, 37(1): 253-261.
[4] 李微微, 马新东, 冉聃, 等. 新疆典型地区土壤/松针中多环芳烃分布特征[J]. 化工学报, 2011, 62(11): 3263-3268.
Li W W, Ma X D, Ran D, et al. Distribution of PAHs between soils and pine needles collected from typical areas of Xinjiang[J]. CIESC Journal, 2011, 62(11): 3263-3268. DOI:10.3969/j.issn.0438-1157.2011.11.041
[5] Qi P Z, Qu C K, Albanese S, et al. Investigation of polycyclic aromatic hydrocarbons in soils from Caserta provincial territory, southern Italy: Spatial distribution, source apportionment, and risk assessment[J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 383. DOI:10.1016/j.jhazmat.2019.121158
[6] 孙健, 段永红. 几种常用受体模型在土壤多环芳烃源解析中的应用[J]. 山西农业科学, 2018, 46(5): 856-861.
Sun J, Duan Y H. Application of several receptor model on source apportionment of polycyclic aromatic hydrocarbons in soil[J]. Journal of Shanxi Agricultural Sciences, 2018, 46(5): 856-861. DOI:10.3969/j.issn.1002-2481.2018.05.42
[7] 张俊叶, 俞菲, 俞元春. 中国主要地区表层土壤多环芳烃含量及来源解析[J]. 生态环境学报, 2017, 26(6): 1059-1067.
Zhang J Y, Yu F, Yu Y C. Content and source apportionment of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface soil in major areas of China[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2017, 26(6): 1059-1067.
[8] Desalme D, Binet P, Chiapusio G. Challenges in tracing the fate and effects of atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbon deposition in vascular plants[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(9): 3967-3981.
[9] Alfani A, Maisto G, Prati M V, et al. Leaves of Quercus ilex L. as biomonitors of PAHs in the air of Naples (Italy)[J]. Atmospheric Environment, 2001, 35(21): 3553-3559. DOI:10.1016/S1352-2310(01)00087-5
[10] Zuo Q, Lin H, Zhang X L, et al. A two-compartment exposure device for foliar uptake study[J]. Environmental Pollution, 2006, 143(1): 126-128. DOI:10.1016/j.envpol.2005.11.004
[11] 张琳, 陈勇, 孔利锋, 等. 新疆准东煤矿开采区域中多环芳烃的污染特征分析[J]. 环境化学, 2017, 36(3): 677-684.
Zhang L, Chen Y, Kong L F, et al. Analysis of pollution characteristics of PAHs in Xinjiang Zhundong coal mining area[J]. Environmental Chemistry, 2017, 36(3): 677-684.
[12] Collins C, Fryer M, Grosso A. Plant uptake of non-ionic organic chemicals[J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40(1): 45-52.
[13] Oishi Y. Comparison of moss and pine needles as bioindicators of transboundary polycyclic aromatic hydrocarbon pollution in central Japan[J]. Environmental Pollution, 2018, 234: 330-338. DOI:10.1016/j.envpol.2017.11.035
[14] Zhou R C, Yang R Q, Jing C Y. Polycyclic aromatic hydrocarbons in soils and lichen from the western Tibetan Plateau: Concentration profiles, distribution and its influencing factors[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018, 152: 151-158. DOI:10.1016/j.ecoenv.2018.01.009
[15] 包奋强. 常见树木对大气中PAHs的吸收及其分析方法的研究[D]. 北京: 北京林业大学, 2017.
Bao F Q. Analysis method studies on common trees PAHs uptake in atmosphere[D]. Beijing: Beijing Forestry University, 2017.
[16] 罗东霞, 杨瑞强. 云南省树皮样品中多环芳烃和有机氯农药的浓度分布及来源解析[J]. 环境化学, 2016, 35(8): 1601-1610.
Luo D X, Yang R Q. Distribution and source analysis of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and organochlorine pesticides (OCPs) in the tree bark from Yunnan Province[J]. Environmental Chemistry, 2016, 35(8): 1601-1610.
[17] Schrlau J E, Geiser L, Hageman K J, et al. Comparison of lichen, conifer needles, passive air sampling devices, and snowpack as passive sampling media to measure semi-volatile organic compounds in remote atmospheres[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(24): 10354-10361.
[18] Sari M F, Del águila D A C, Tasdemir Y, et al. Atmospheric concentration, source identification, and health risk assessment of persistent organic pollutants (POPs) in two countries: Peru and Turkey[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2020, 192(10). DOI:10.1007/s10661-020-08604-8
[19] Shi R G, Li X H, Yang Y Y, et al. Contamination and human health risks of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface soils from Tianjin coastal new region, China[J]. Environmental Pollution, 2021, 268. DOI:10.1016/j.envpol.2020.115938
[20] Bandowe B A M, Nkansah M A. Occurrence, distribution and health risk from polycyclic aromatic compounds (PAHs, oxygenated-PAHs and azaarenes) in street dust from a major West African Metropolis[J]. Science of the Total Environment, 2016, 553: 439-449. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.02.142
[21] 段海静, 蔡晓强, 陈轶楠, 等. 开封市公园地表灰尘PAHs污染与健康风险评价[J]. 环境科学学报, 2016, 36(12): 4500-4509.
Duan H J, Cai X Q, Chen Y N, et al. Occurrence and health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface dust from parks in Kaifeng, China[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016, 36(12): 4500-4509.
[22] Wang W, Huang M J, Kang Y, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in urban surface dust of Guangzhou, China: Status, sources and human health risk assessment[J]. Science of the Total Environment, 2011, 409(21): 4519-4527. DOI:10.1016/j.scitotenv.2011.07.030
[23] Soltani N, Keshavarzi B, Moore F, et al. Ecological and human health hazards of heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in road dust of Isfahan metropolis, Iran[J]. Science of the Total Environment, 2015, 505: 712-723. DOI:10.1016/j.scitotenv.2014.09.097
[24] U.S. Environmental Protection Agency. Risk assessment guidance for superfund Volume 1: Human health evaluation manual (Part B, development of risk-based preliminary remediation goals)[R]. EPA/540/R-92/003, Washington, DC: U.S. Environmental Protection Agency, 1991.
[25] OSWER 9335.4-24, Supplemental guidance for developing soil screening levels for superfund sites[S].
[26] Chen S C, Liao C M. Health risk assessment on human exposed to environmental polycyclic aromatic hydrocarbons pollution sources[J]. Science of the Total Environment, 2006, 366(1): 112-123. DOI:10.1016/j.scitotenv.2005.08.047
[27] Shi G T, Chen Z L, Bi C J, et al. A comparative study of health risk of potentially toxic metals in urban and suburban road dust in the most populated city of China[J]. Atmospheric Environment, 2011, 45(3): 764-771. DOI:10.1016/j.atmosenv.2010.08.039
[28] 党天剑, 陆光华, 薛晨旺, 等. 西藏色季拉山公路沿线PAHs分布、来源及风险[J]. 中国环境科学, 2019, 39(3): 1109-1116.
Dang T J, Lu G H, Xue C W, et al. Distribution, sources and risk of polycyclic aromatic hydrocarbons along the highway in Shergyla Mountain in Tibet[J]. China Environmental Science, 2019, 39(3): 1109-1116. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2019.03.026
[29] 许安, 刘威杰, 胡天鹏, 等. 新疆阿勒泰地区土壤中多环芳烃含量水平及来源解析[J]. 生态与农村环境学报, 2021, 37(5): 619-626.
Xu A, Liu W J, Hu T P, et al. Pollution characteristics and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface soil of Altay, Xinjiang[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2021, 37(5): 619-626.
[30] 杜远江. 呼和浩特土壤中持久性有机污染物分布特征、来源及健康风险评价[D]. 呼和浩特: 内蒙古大学, 2019.
Du Y J. Characteristic distribution and a source of POPs pollution in soil of Hohhot[D]. Hohhot: Inner Mongolia University, 2019.
[31] 吴美璇, 赵子宇, 李浩, 等. 不同工作条件对柴油机尾气污染物排放特性的影响综述[J]. 土木与环境工程学报(中英文), 2022, 44(1): 197-206.
Wu M X, Zhao Z Y, Li H, et al. Influence of different working conditions on emission characteristics of pollutants in diesel engine exhaust: A review[J]. Journal of Civil and Environmental Engineering, 2022, 44(1): 197-206.
[32] Niu L L, Xu C, Zhou Y T, et al. Tree bark as a biomonitor for assessing the atmospheric pollution and associated human inhalation exposure risks of polycyclic aromatic hydrocarbons in rural China[J]. Environmental Pollution, 2019, 246: 398-407. DOI:10.1016/j.envpol.2018.12.019
[33] 解莹然, 张娟, 李乐, 等. 北京市常用常绿树种冬季叶片多环芳烃含量及其富集特征[J]. 北京林业大学学报, 2017, 39(10): 95-100.
Xie Y R, Zhang J, Li L, et al. Content and absorption features of polycyclic aromatic hydrocarbons in the leaves of frequently-used evergreen trees in Beijing[J]. Journal of Beijing Forestry University, 2017, 39(10): 95-100.
[34] 齐静文, 张瑞芹, 姜楠, 等. 洛阳市秋冬季PM2.5中多环芳烃的污染特征、来源解析及健康风险评价[J]. 环境科学, 2021, 42(2): 595-603.
Qi J W, Zhang R Q, Jiang N, et al. Characterization, sources, and health risks of PM2.5-bound PAHs during autumn and winter in Luoyang City[J]. Environmental Science, 2021, 42(2): 595-603.
[35] Wang C H, Wu S H, Zhou S L, et al. Characteristics and source identification of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in Urban soils: a review[J]. Pedosphere, 2017, 27(1): 17-26. DOI:10.1016/S1002-0160(17)60293-5
[36] 母清林, 方杰, 邵君波, 等. 长江口及浙江近岸海域表层沉积物中多环芳烃分布、来源与风险评价[J]. 环境科学, 2015, 36(3): 839-846.
Mu Q L, Fang J, Shao J B, et al. Distribution, sources and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in surface sediments of Yangtze estuary and Zhejiang coastal areas[J]. Environmental Science, 2015, 36(3): 839-846.
[37] 郭志明, 刘頔, 林田, 等. 太原城区PM2.5中多环芳烃、硝基多环芳烃的污染特征、来源解析和健康风险评价[J]. 环境科学学报, 2018, 38(3): 1102-1108.
Guo Z M, Liu D, Lin T, et al. Concentration, source identification, and exposure risk assessment of PM2.5-bound PAHs and nitro-PAHs in the atmosphere of Taiyuan[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2018, 38(3): 1102-1108.
[38] Bourotte C, Forti M C, Taniguchi S, et al. A wintertime study of PAHs in fine and coarse aerosols in São Paulo city, Brazil[J]. Atmospheric Environment, 2005, 39(21): 3799-3811.
[39] Yunker M B, Macdonald R W, Vingarzan R, et al. PAHs in the Fraser River basin: a critical appraisal of PAH ratios as indicators of PAH source and composition[J]. Organic Geochemistry, 2002, 33(4): 489-515.
[40] Larsen R K, Baker J E. Source apportionment of polycyclic aromatic hydrocarbons in the urban atmosphere: a comparison of three methods[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(9): 1873-1881.
[41] Kuang S P, Su Y Q, Zhang J H, et al. Distribution and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons in soils from Shengli Oil Field, China[J]. Soil and Water Research, 2018, 13(2): 74-82.
[42] 孙焰, 祁士华, 李绘, 等. 福建闽江沿岸土壤中多环芳烃含量、来源及健康风险评价[J]. 中国环境科学, 2016, 36(6): 1821-1829.
Sun Y, Qi S H, Li H, et al. Concentrations, sources and health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in soils collected along the banks of Minjiang River, Fujian, China[J]. China Environmental Science, 2016, 36(6): 1821-1829.
[43] Zou L Y, Zhang W D, Atkiston S. The characterisation of polycyclic aromatic hydrocarbons emissions from burning of different firewood species in Australia[J]. Environmental Pollution, 2003, 124(2): 283-289.
[44] Shen G F, Tao S, Chen Y C, et al. Emission characteristics for polycyclic aromatic hydrocarbons from solid fuels burned in domestic stoves in rural China[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(24): 14485-14494.
[45] Wang D G, Yang M, Jia H L, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in urban street dust and surface soil: comparisons of concentration, profile, and source[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2009, 56(2): 173-180.
[46] 张秀秀, 卢晓丽, 魏宇宸, 等. 城郊农田土壤多环芳烃污染特征及风险评价[J]. 环境科学, 2021, 42(11): 5510-5518.
Zhang X X, Lu X L, Wei Y C, et al. Pollution characteristics and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in suburban farmland soil[J]. Environmental Sciences, 2021, 42(11): 5510-5518.
[47] Groffen T, Rijnders J, Van Doorn L C, et al. Preliminary study on the distribution of metals and persistent organic pollutants (POPs), including perfluoroalkylated acids (PFAS), in the aquatic environment near Morogoro, Tanzania, and the potential health risks for humans[J]. Environmental Research, 2021, 192. DOI:10.1016/j.envres.2020.110299
[48] 詹咏, 韦婷婷, 叶汇彬, 等. 三亚河沉积物PAHs和PCBs的分布、来源及风险评价[J]. 环境科学, 2021, 42(4): 1830-1838.
Zhan Y, Wei T T, Ye H B, et al. Distribution, source, and ecological risk evaluation of the PAHs and PCBs in the sediments from Sanya River[J]. Environmental Science, 2021, 42(4): 1830-1838.
[49] 李慧, 李捷, 宋鹏, 等. 东北小兴凯湖沉积物POPs污染特征及生态风险评价[J]. 环境科学, 2021, 42(1): 147-158.
Li H, Li J, Song P, et al. Characteristics and ecological risk assessment of POPs pollution in sediments of Xiaoxingkai Lake in the northeast China[J]. Environmental Science, 2021, 42(1): 147-158.