2023, Vol. 44
2. 绿洲生态教育部重点实验室, 乌鲁木齐 830017;
3. 新疆精河温带荒漠生态系统教育部野外科学观测研究站, 乌鲁木齐 830017;
4. 新疆农业科学院农业质量标准与检测技术研究所, 乌鲁木齐 830091;
5. 农业农村部农产品质量安全风险评估实验室(乌鲁木齐), 乌鲁木齐 830091;
6. 新疆大学地理与遥感科学学院, 乌鲁木齐 830017
, CAO Shuang-yu4,5 , Nuerla Ailijiang1,2,3
, Yusuyunjiang Mamtimin6 , Abdugheni Abliz6 , XIE Xuan-xuan1,2,3 , Gulisitan Abudula4,5 , LIU He-jiang4,5
2. Key Laboratory of Oasis Ecology of Education Ministry, Urumqi 830017, China;
3. Xinjiang Jinghe Observation and Research Station of Temperate Desert Ecosystem, Ministry of Education, Urumqi 830017, China;
4. Institute of Quality Standards & Testing Technology for Agro-Products, Xinjiang Academy of Agricultural Sciences, Urumqi 830091, China;
5. Laboratory of Quality and Safety Risk Assessment for Agro-Products (Urumqi), Ministry of Agriculture and Rural Affairs, Urumqi 830091, China;
6. College of Geographical and Remote Sensing Science, Xinjiang University, Urumqi 830017, China
多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbon, PAHs)是含两个或两个以上苯环的一类持久性有机污染物.由于其具有致癌、致畸和致突变性[1], 且广泛存在于各类环境介质中, 包括水、大气、土壤和生物体等[2~5], 美国环保局把其中16种PAHs列为了优先控制的污染物[6].随着人们生活水平的提升, 农作物的质量安全逐渐受到关注.蔬菜水果等作物是人类日常膳食的重要组成部分, 同时膳食摄入也是人体暴露于PAHs污染的主要途径之一[7].而进入到农作物体内的PAHs终会经过食物链的传递危害到人体健康[8~10], 因此蔬菜等农作物中的PAHs污染是不可忽视的环境问题.
PAHs可以通过大气降尘沉积在植物叶片和果皮上, 随后通过叶片气孔吸收进入植物体内, 也可通过根系吸收进行富集[11].Jia等[12]对上海市莴苣、大白菜、生菜和蚕豆中PAHs含量进行了研究, PAHs在不同类别的作物中呈现出叶菜类蔬菜>茎类蔬菜>豆荚类蔬菜>根茎类蔬菜的规律.有研究也发现胡萝卜、马铃薯、南瓜和莴苣等根类作物中的ω(总PAHs)范围(0.01~0.1 μg·kg-1)远远低于叶菜类作物(0.2~48 μg·kg-1)[13].PAHs在各类农作物中的生物累积量具有较大差异, 这种差异主要受到植物组织结构不同的影响.这意味着作物种类是作物中PAHs含量的决定因素之一.Tao等[14]在所调查的8种蔬菜中发现, PAHs含量最高的是花椰菜, 其次是芹菜, 萝卜的累积量最低.而Waqas等[15]研究结果却恰恰相反, 萝卜中ω(总PAHs)最高, 达到了402 μg·kg-1, 芥菜为393 μg·kg-1, 生菜中ω(总PAHs)为333 μg·kg-1, 花椰菜的ω(总PAHs)则最低, 为276 μg·kg-1.这是因为Waqas等[15]的研究区域是受到严重污染的废水灌溉区, 土壤中PAHs含量普遍较高, 萝卜作为根系植物, 能够更好的从土壤中富集PAHs.这表明不同农作物对PAHs的富集不仅仅受到植物组织结构的影响, 研究区域的污染状况和排放源的差异均会影响到植物体内PAHs的含量.因此, 对植物所在的土壤进行PAHs含量的研究是必不可少的.此外, PAHs在农作物中的吸收积累不仅在不同种类作物间存在差异, 在同种作物中不同部位间也存在不同的分布特征.通过对瓜类作物中5种PAHs的研究, 发现同种瓜内7个不同部位间PAHs总含量部分存在显著差异[16].Zhang等[17]研究发现胡萝卜皮、叶和核中PHAs的分布也不尽相同, 胡萝卜中的PAHs主要来自于表皮, 与叶片、胡萝卜核相比, 表皮中PAHs含量最高.根据饮食习惯, 蔬菜中可食用部位的PAHs含量将直接影响到人体健康.因此, 探究PAHs在植物中不同部位的分布特征对于维护食品质量安全和人体健康具有重要意义.
乌鲁木齐是中国西北地区重要的中心城市, 干旱半干旱的气候类型导致其水资源紧缺[18], 脆弱的生产环境在一定程度上影响着农作物的质量.此外, 乌鲁木齐作为亚欧大陆的中心[19], 经济快速发展的同时也带来了严重的环境问题[20~22].通过国内外学者的研究, 农作物中PAHs污染情况已经相当明显[13, 23], 但还未有针对于多种作物和其不同部位之中PAHs的研究.本文以乌鲁木齐周边郊区农作物和农田土壤为研究对象, 对农作物根部、农作物叶片、果实和土壤中的PAHs含量水平和分布进行探究.特别分析了21种不同种类农作物中PAHs的分布, 以及不同部位对PAHs的富集差异.同时对受污染的作物及土壤进行风险评估, 旨在为农作物及土壤中PAHs污染情况提供基础数据, 对控制PAHs污染、保障农作物安全和维护食品安全具有重要意义.
1 材料与方法 1.1 研究区概况乌鲁木齐地处天山北坡沿线经济带, 是丝绸之路的重要枢纽, 下辖7个市辖区、1个县, 常住人口为405.44万人.总面积1.38万km2, 耕地主要用于粮食和棉花、油、糖和蔬菜等农产品生产.其中米东区等城郊区域作为发展蔬菜种植的基地, 为乌鲁木齐市民的蔬菜等粮食供应提供了保障.截至2022年, 米东区已形成了5 000 hm2(约7万余亩)蔬菜种植面积, 同时城郊区域是化工园区和新型产业园区的聚集地, 城乡道路错综分布于农田之中.乌鲁木齐属中温带大陆性干旱气候, 地表水水质较好, 河流均系内陆河, 河道短而分散, 源于山区, 以冰雪融水补给为主, 水位季节变化大.
1.2 样品采集在乌鲁木齐市城郊西北部以网格布点法为基础, 按照作物种植进行采样点的布设.选取广泛种植且常见的21种农作物, 包括17种蔬菜、3种经济作物和1种水果(芹菜、蒜苗、大葱、紫甘蓝、韭菜、恰玛古、红薯、黄萝卜、胡萝卜、花椰菜、长辣椒、圆辣椒、西红柿、黄瓜、豇豆、南瓜、西葫芦、玉米、向日葵、棉花和葡萄), 共100份植物样品.同时在采集农作物的地点进行土壤样品的采集, 采用五点采样法采集表层土壤(0~20 cm), 均匀混合5点土样为一个土壤样品, 总计45个土壤样品.采样点如图 1所示.土样经过自然干燥, 剔除杂质, 过筛, 于-20℃低温保存备用.将采集的植物样品先后用自来水、去离子水冲洗干净后自然干燥, 分离根、叶和果实这3个部分, 研磨过筛后分别放置于密封的聚乙烯自封袋中, 于-20℃低温避光保存备用.
|
图 1 采样点示意 Fig. 1 Schematic diagram of sampling sites |
电子天平：OHAUS CORPORATION AR522CN(奥豪斯仪器上海有限公司制造); 匀浆机：IKA T18 digital ULTRA TURRAX; 振荡器：SHA-C数显水浴恒温振荡器(金强华峰仪器有限公司); 超声波清洗器：KQ5200DE型数控超声波清洗器; 离心机：TECHCOMP CT15RT; 浓缩仪：EYELA旋转蒸发仪N-1100(上海爱朗仪器有限公司, 出厂编号61217246); EYELA水浴锅SB-1100(上海爱朗仪器有限公司, 出厂编号61214259); H50 Lab Tech水循环泵; 涡旋混合仪：IKA MS3 digital; GC-MS：Agilent Technologies 7890B GC system, Agilent Technologies 7000 GC/MS Triple Quad, Agilent Technologies 7693 Autosampler; 疏水性针式滤器PTFE：13 mm×0.22 μm(上海安谱实验科技股份有限公司); 二氯甲烷/正己烷：CNW; 丙酮：Fisher Chemical[赛默飞世尔科技(中国)有限公司, 均为色谱纯]; 检测的16种PAHs的标准物质购置于上海安谱实验科技股份有限公司.
1.4 样品前处理与检测参照《土壤及沉积物中多环芳烃的测定》(HJ 805-2017)和作业指导书的检测方法.准确称取15.00 g土壤样品置离心管(250 mL)中, 加入30 mL体积比为1∶1的二氯甲烷-丙酮溶液静置2 h, 匀浆提取1 min后, 微波振荡提取15 min, 10 000 r·min-1转速下离心分离5 min, 提取过程重复2次, 取上层有机相清液5 mL, 用浓缩仪40℃浓缩干, 用正己烷定容至2.5 mL, 漩涡15 s后过0.22 μm滤膜至进样瓶, 等待上机.植物样品在清洗掉表面泥土后称取1.00 g样品, 处理方法同土壤样品, 使用佛罗里硅土小柱进行净化.
1.5 仪器条件色谱条件：采用HP-5MS色谱柱, 进样口温度：220℃, 采用不分流形式.进样量为1.00 μL, 柱流量1.0 mL·min-1.柱温：80℃保持2 min, 以20℃·min-1速率升至180℃, 保持5 min, 再以10℃·min-1速率升至290℃, 保持5 min.
质谱条件：采用电子轰击源(EI), 离子源温度为230℃, 传输线温度280℃, 双重四极杆温度均为150℃, 质量扫描范围为40~550 u, 溶剂延迟时间为5 min, MRM扫描模式.
1.6 分析方法 1.6.1 毒性当量法评价生态风险在优先控制的16种PAHs中, 有7种具有致癌作用[24], 而在这其中BaP的致癌性和毒性尤为强烈.PAHs总的致癌风险可以通过BaP的毒性当量含量(TEQ)进行表示[25].各PAHs相对于BaP的毒性当量因子(TEF)越大, 致癌性越大, 计算公式如下[26]：
|
(1) |
式中, Ci表示单个PAHs种类i的含量; TEQ表示基于BaP的毒性当量含量; TEFi表示i相对于BaP的毒性当量因子.由此可以计算得到乌鲁木齐采样点的总TEQ水平.
1.6.2 终身致癌风险评价人体健康风险利用终生致癌风险评价模型(probabilistic incremental lifetime cancer risk, ILCRs)对研究区存在的潜在健康风险进行评估.研究区中人体暴露于土壤中的PAHs主要有3种途径, 口摄入、呼吸摄入和土壤皮肤接触摄入.利用美国环境保护署推荐使用的计算公式进行计算, 具体为公式(2)~(4)所示：
|
(2) |
|
(3) |
|
(4) |
式中, Cs表示PAHs的毒性当量含量, mg·kg-1; CSFDermal为皮肤接触致癌斜率因子; CSFIngestion为饮食摄入致癌斜率因子; CSFInhalation为呼吸摄入致癌斜率因子; 各致癌斜率因子参数见文献[27, 28]; SA为皮肤暴露面积, cm2; ABS为皮肤吸收系数; IRsoil为土壤摄取率, mg·d-1; AF为皮肤粘附因子, mg·cm-2; IRair为吸入率, m3·d-1; BW为体重, kg; AT为平均寿命; EF为暴露频率; ED为暴露持续时间, a; PEF为土壤颗粒排放因子, m3·kg-1.
依据美国环境保护署提供的公式计算由膳食摄入造成的PAHs致癌风险值为：
|
(5) |
式中, IRcrop为蔬菜等作物的摄取量, 参照文献[25, 29, 30]中的参数; ED1为暴露时间, 成年人的暴露时间为43 a, 老年人的暴露时间为10 a, 儿童的暴露时间7 a; CSFIngestion为BaP的膳食致癌因子.BW为体重, 男性儿童、男性未成年、男性成人、男性老年人、女性儿童、女性未成年、女性成人和女性老年人的体重分别取25.90、50.60、67.10、65.20、24.70、47.70、57.30和56.00 kg[31].
美国环保署的标准指南指出, 当ILCR值≥10-4时属于高风险级别, 当10-6<ILCR值<10-4时属于潜在风险级别, 当ILCR值≤10-6时属于可接受级别.
1.7 质量控制本实验采用空白实验、平行样品分析和加标回收率等方法控制数据质量.标准曲线的绘制采用基质标准加入法, 实验过程中每10个样品为一批次, 每批次同时处理空白样品、平行样品和基质加标.被检出的16种PAHs回收率均在70.41%~112.82%之间.本方法的仪器检出限(IDL)以3倍信噪比时PAHs标准溶液浓度计, 检出限范围为6.10×10-3~9.68×10-2.
2 结果与讨论 2.1 土壤中的PAHs含量及其污染水平研究区域内土壤样品PAHs的含量特征见表 1.在所采集的45个土壤样品中, 16种PAHs除DahA和BghiP外均被100%检出, 其ω(总PAHs)范围为19.06~1 870.86 μg·kg-1, 平均值为127.40 μg·kg-1.不同地区土壤中PAHs含量具有较大差异, 有研究发现, 新疆多段公路沿线和风景区土壤中ω(PAHs)范围为18.82~2 153.54 μg·kg-1.与其他地区土壤中PAHs相比, 乌鲁木齐城郊土壤ω(PAHs)明显高于南京市周岗镇的城郊土壤(24.49~750.04 μg·kg-1)[32], 但远远低于天津滨海工业区ω(总PAHs)(620~4 277 μg·kg-1)[33].与乡镇相比, 城市周边的环境污染问题更加严重, 但远远比不上工业区所造成的污染[34].16种PAHs中, 7种致癌PAHs (BaA、Chry、BbF、BkF、BaP、InP和DahA)在土壤中有较高比例, 占比为42.85%~79.20%, 范围在10.07~1 461.78 μg·kg-1之间, 平均值为88.11 μg·kg-1.其中, 2、3、4、5和6环PAHs分别占16种PAHs的0.03%、12.30%、32.41%、42.40%和11.27%.由此可见, 此研究区域土壤中高环PAHs占比较高.不同相对分子质量的PAHs在土壤中具有不同的迁移转换行为, 这是因为相对分子质量低的PAHs在土壤介质中更容易降解, 而相对分子质量高的PAHs能够在土壤中保留更久[35], 其次PAHs具有亲脂性, 能够在有机质含量高的土壤中富集积累[25].
|
表 1 土壤样本中PAHs分布特征 Table 1 Distribution characteristics of PAHs in soil samples |
根据已有研究[6], 将16种总PAHs含量按污染等级划分为：未污染(< 200 μg·kg-1)、轻度污染(200~600 μg·kg-1)、污染(600~1 000 μg·kg-1)和重度污染(>1 000 μg·kg-1).本研究中, 除M21样点和M31样点外, 其余样点均为无污染.其中M21样点ω(总PAHs)达到了1 870.863 μg·kg-1, 属于重度污染.不同的污染源所造成的PAHs污染程度不同, 交通源作为PAHs主要来源之一[36], 在土壤污染中发挥着重要作用. M21样点位于S114乌奎高速路旁5 m处, 由于靠近交通干道, 汽车尾气的排放, 化石燃料的燃烧可能是造成该样点PAHs含量最高的重要原因.有研究表明, 对于交通干道附近的农田土壤, 越靠近道路, 土壤中所富集的PAHs含量越多[37].M31点位于村庄(新联村一队)附近, 村庄内主要交通工具为柴油三轮车, 并且存在秸秆燃烧的情况.由此推断其PAHs含量较高的原因可能是居民区冬季煤取暖所造成的PAHs富集、生物质的不完全燃烧和石油类的不完全燃烧等.然而根据我国2008年发布的《土壤环境质量标准(修订)》, 包括土壤有机质污染物的环境质量二级标准, 其中对于农业用地16种PAHs总量的限值为1.01×104 μg·kg-1[38].在本研究中, 45个土壤样点均远远低于此限值, 由此可见, 根据我国环境质量标准, 乌鲁木齐城郊农田土壤PAHs含量均在安全范围内.
2.2 植物中的PAHs含量及其组成特征在农作物样品中, 蔬菜中PAHs的检出率低于土壤中PAHs(见表 2), 这更能说明土壤作为PAHs重要的汇, 能够聚集大量的持久性和疏水性有机化合物[39].农作物中总ω(PAHs)范围在1.86~974.05 μg·kg-1, 均值为303.30 μg·kg-1. ω(总PAHs)最高点是M20样点的南瓜(974.05 μg·kg-1), 其次是M19棉花(732.08 μg·kg-1).乌鲁木齐市郊作物中单体PAHs的描述性统计如表 2所示, 在植物中Phe占比最高(31.58%), 含量达到了9 576.84 μg·kg-1, 平均值为(95.77±39.67)μg·kg-1; 其次是BghiP, 占总量的14.86%, 这两种单体是机动车排放的主要污染物, 可能和机动车尾气排放有关.对比我国其他城市, 低于青岛市城郊蔬菜基地的ω(总PAHs)[25](77.80~420.70 μg·kg-1, 均值为222.60 μg·kg-1); 高于上海市闵行区郊区蔬菜的ω(总PAHs)[40](7.39~203.14 μg·kg-1, 均值为109.11 μg·kg-1).
|
|
表 2 作物中单体PAHs的分布特征 Table 2 Distribution characteristics of monomer PAHs in crops |
从作物种类来看, 将21种作物进行分类, 如表 3所示.5类作物中, 果菜类中, 南瓜ω(总PAHs)最高, 为431.75 μg·kg-1; 根茎类作物中, 胡萝卜的16种ω(总PAHs)最高, 达314.15 μg·kg-1; 花菜类16种ω(总PAHs)为335.24 μg·kg-1; 叶菜类作物中, 大葱的ω(总PAHs)达到了364.07 μg·kg-1, 为叶菜类中总量最高的蔬菜.棉花作为广泛种植的经济作物, ω(总PAHs)达到了389.13 μg·kg-1.葡萄是此次研究中的水果, ω(总PAHs)为324.87 μg·kg-1, 远远高于巴西某工业城市道路附近农田土壤所种植的葡萄(3.77 μg·kg-1)[41], 一部分原因是巴西葡萄只测定了10种PAHs的含量.豇豆中ω(总PAHs)为305.19 μg·kg-1, 远高于Khillare等[28]研究的结果.这表明, 同一作物在不同研究区域内富集的PAHs含量不尽相同, 且差异较大.这主要是因为不同污染源所造成的, 城市道路附近PAHs主要来自于交通, 工业区附近PAHs大部分来源于工业生产.
|
|
表 3 不同类别作物中PAHs各环数含量/μg·kg-1 Table 3 Content of PAHs of different rings in different crops/μg·kg-1 |
研究区内21种农作物中总PAHs有着明显差异, 由于不同植物组织结构不同从而对PAHs的积累能力不同, 呈现出南瓜>西葫芦>棉花的趋势, 其次是叶菜类和根茎类.由此可见, 南瓜和西葫芦对PAHs的富集能力最高, 同时这也和Khillare等[28]研究的结果一致, 葫芦科植物对于PAHs的富集能力最高.无论是不同种类的作物还是作物的不同部位, Phe占了绝对优势, 如图 2所示, 这与Chen等[42]研究的结果一致, 这可能和其特性有关, Phe广泛存在于环境中, 且大量存在于蔬菜的不同部位中.
|
图 2 不同种类作物中16种PAHs含量 Fig. 2 Contents of 16 PAHs in different crops |
植物样品中除个别单体PAHs未检测到(BghiP、DahA、InP、BbF、BkF和BaP), 其余均有检出.各类蔬菜中相对分子质量高的PAHs含量低于相对分子质量低的化合物.各环数分布见图 3, 2环和3环PAHs占16种PAHs的64.00%, 这与Waqas等[15]研究的结果一致.2环和3环PAHs对总PAHs的贡献率更高, 而相对分子质量低的PAHs往往与煤炭等生物质的燃烧有关, 这意味着此农田土壤中的作物或许受到了村庄居民的燃煤或其他生物质污染.结合土壤中PAHs, 农作物和土壤中PAHs的环数分布存在差异.农作物中, 2环和3环相对分子质量低的PAHs占主导地位, 其中3环占总PAHs的49.97%.而土壤中相对分子质量高的PAHs提供了更高的贡献率, 5环占比42.40%, 6环占比11.27%.与相对分子质量高的PAHs相比, 相对分子质量低的PAHs在气相中含量更多, 从而更容易随着大气传输到各类介质中, 能够在农作物地上部分富集.相对分子质量高的PAHs通常是热解产生的, 具有更好的稳定性, 能够在土壤介质中留存下来, 从而造成了土壤中高环PAHs含量更高的现象.
|
图 3 不同作物PAHs各环数分布 Fig. 3 Distribution of PAHs in different crops |
通过对不同蔬菜根、叶和果实中PAHs的积累规律进行研究, 62.50%玉米根中的PAHs含量超过了玉米叶和玉米果实, 37.50%玉米叶中PAHs含量超过了玉米根和玉米果实, 玉米果实中PAHs的积累是最低的.这主要是因为玉米果实外包裹着玉米叶片, 从而隔绝了部分大气沉降中的PAHs.而植物中富集的PAHs主要有两个来源, 一是大气沉降来源, 二是通过根系富集[11].针对向日葵来说, 由于向日葵的果实暴露在外, 能够直接接触到大气沉降中的PAHs, 所以在向日葵部位中, 果实所富集的PAHs所占的比例大大提升.81.25%向日葵根中PAHs含量大于其他部位.在16种单体PAH中, 56.25%的棉花果实占了主导地位, 棉花叶次之.这可能是因为棉花根部对PAHs的富集能力较弱, 果实和叶片中的PAHs大部分来自于大气.西红柿中叶片对单体PAHs的富集作用最强, 这可能是由于西红柿的叶片较密集, 能够较多地接收来自空气中的PAHs.对长辣椒不同部位的PAHs进行对比发现, 长辣椒地下部分的PAHs含量要高于地上部分, 根部大于叶部, 圆辣椒也有这样的特征.黄瓜果实中的ω(PAHs)(372.26 μg·kg-1)远远高于叶片中的含量(262.30 μg·kg-1).豇豆根中的ω(PAHs)最高(392.90 μg·kg-1).花椰菜根部ω(PAHs)高达439.13 μg·kg-1, 远远高于果实和叶片, 这和Tao等[14]对天津蔬菜PAHs的研究结果一致.由于采摘时花椰菜叶片较小, 菜叶面积的减少造成了地上部分所富集的污染物质含量的减少.无论是黄萝卜还是胡萝卜, 叶片中的PAHs含量均高于果实中的, 这可能是因为在进行样品采集时, 萝卜还未完全成熟, 处于生长的阶段, 并且果实在地下部分.有研究表明PAHs可以通过直接接触从果皮进入萝卜体内[17], 由于采集的萝卜还未完全成熟, 果实较小, 从而避免了来自土壤中的PAHs.芹菜叶片的ω(PAHs)(410.55 μg·kg-1)是芹菜根部(194.41 μg·kg-1)的两倍, 这是因为蔬菜叶片主要吸收气态的PAHs[12], 从而增加了叶片中PAHs的含量.南瓜叶对PAHs有较强的富集作用(974.05 μg·kg-1), 南瓜叶中PAHs含量高的原因一部分是因为南瓜叶片大且密集, 能够把南瓜果实紧紧地遮挡住, 从而避免了一部分来自大气中的PAHs; 另一部分原因是南瓜的采样点在高速公路附近, 汽车尾气是人为PAHs的重要来源之一[43], 由于汽车尾气的排放或者汽油的泄漏, 导致附近的PAHs含量过高.西葫芦的果实对于PAHs的富集能力高于叶片.葡萄叶片中PAHs含量远远高于果实, 这可能是因为葡萄叶片对于果实有遮挡的作用, 阻碍了果实接收一部分来自大气的PAHs, 并且葡萄是木质藤本植物, 来自土壤的PAHs向果实中迁移的路程较长, 从而果实中的PAHs含量较叶片中少.
通过对研究区域农作物不同部位的PAHs进行分析, 发现不同蔬菜间对PAHs的累积具有明显差异.有研究表明, 由于PAHs的亲脂特性, 使得PAHs更容易在微生物、植物和有机体中富集[44].这和植物体的结构特征以及和环境中PAHs的存在状态有关.并且植物中的PAHs含量还会受到植物体内的各类菌群的影响, 包括真菌和细菌[45].同种蔬菜中, 不同部位对PAHs含量的累积也不尽相同(根、叶和果实), 由于部位所处的环境不同, 对PAHs的富集能力不同, 例如莴苣、蚕豆、萝卜和红薯等作物, 其可食用部分处于地下部分, 并未直接暴露于大气中, 因此免于来自于大气中PAHs的影响.
农作物体内的PAHs的含量受多种因素影响, 这和植物的特性有关[17].通过对土壤和植物中PAHs含量进行对比, 发现植物中的PAHs含量高于土壤, 这说明植物中PAHs部分是来自于非土壤介质的.其次, 对于植物来讲, 叶菜类植物中叶片中PAHs含量高于其他部位(根和果实), 叶片表面的气孔能够富集更多的有机污染物; 对于果菜类, 例如南瓜、黄瓜和西葫芦等, 果实部分的PAHs含量高于叶片或根部, 这和Jia等[12]研究的成果一致, 例如莴苣、蚕豆、萝卜和红薯等作物, 其可食用部分处于地下, 并未直接暴露于大气中, 因此免于来自于大气中PAHs的影响.对于紫甘蓝、花椰菜和向日葵来说, 根部的PAHs含量最高, 这可能是因为地上部分的PAHs主要源自空气, 而附着在这些植物表面的PAHs较为松散[34], 易被清洗.
2.3 植物中PAHs与土壤中PAHs的关系土壤中高环PAHs含量和植物叶片中高环PAHs含量呈正相关(r=0.446, P < 0.05), 其中4环PAHs在土壤和植物两种介质中并无显著相关, 但土壤中5环PAHs与植物叶片中5环PAHs呈显著相关(r=0.587, P < 0.01), 6环PAHs呈正相关(r=0.449, P < 0.05).而土壤和植物根部PAHs含量并无相关性, 这主要是因为5环和6环这类相对分子质量高的PAHs具有高沸点、高熔点和高辛醇-水分配系数等特点, 更容易留存在土壤颗粒或植物表皮上.而低环PAHs由于具有挥发性很难留存.有研究表明PAHs会附着在根的表皮和土壤颗粒中, 但很难进入植物根部这类木质部位中.根据以往的研究, 根际土壤和植物根部PAHs具有显著相关[46], 这可能是由于根部附着的土壤没有清理干净造成的, 而本研究中所采集的土壤为表层土壤, 有研究表明, PAHs很难从植物根部转移至植物体内, 而植物体内所富集PAHs主要来源于植物表面的呼吸作用[47].因此, 表层土壤中高环PAHs的含量可能和植物叶片中的PAHs有关, 这是因为大气污染是蔬菜等植物体内PAHs富集的主要途径之一, PAHs可以与大气颗粒物相结合进入植物体内, 同时以干湿沉降的方式落入土壤.
通过计算富集因子对植物和土壤间的PAHs进行进一步分析, 结果如图 4所示.针对不同的作物类型, PAHs的富集程度表现出较大的差异.叶菜类作物中, 韭菜根和叶的富集系数呈现较大优势, 说明韭菜整体对于PAHs的富集能力较强.其他类作物中, 棉花对PAHs的富集作用较强, 尤其是叶和果实部分.果菜类作物中, 黄萝卜叶的富集系数最大, 这主要是因为萝卜叶的面积较大, 能够更多地吸收来自大气沉降中的PAHs.整体来看, 每种作物对于PAHs的富集能力不同, 总体呈现叶片的富集系数大于根部富集系数的趋势.这进一步表明, 植物地上部分是植物吸收PAHs的主要途径.
|
图 4 不同植物不同部位PAHs富集系数 Fig. 4 PAHs enrichment coefficient in different parts of different plants |
土壤中PAHs的来源判别方法很多, 各有优缺点.每一种途径所产生的PAHs都有其独特的成分和比值, 通过这些特定的成分和比值, 可以判断PAHs的来源, 适用于对各种环境介质中PAHs来源类型的初步诊断[48].当Fla/(Fla+Pyr)的值在0.4~0.5之间时, 意味着PAHs的主要来源是石油和其他化石燃料的燃烧.当Fla/(Fla+Pyr)的值大于0.5时, 这意味主要来源于生物质及煤的燃烧.当InP/(InP+BghiP)的值小于0.2时, 这代表着PAHs的主要来源是岩石源.当InP/(InP+BghiP)的值大于0.5时代表的是煤和生物质的燃烧.InP/(InP+BghiP)的值在0.2~0.5之间时, 代表PAHs的主要来源是石油的燃烧.如图 5所示, 对乌鲁木齐市郊农田土壤PAHs运用特征比值法进行来源解析, 图 5显示了土壤45个样本的InP/(InP+BghiP)、Fla/(Fla+Pyr)、Ant/(Ant+Phe)和BaA/(BaA+Chry)的比值.其中86.67%的InP/(InP+BghiP)>0.5, 84.44%的Fla/(Fla+Pyr)>0.5, 100%的Ant/(Ant+Phe)>0.1, 75.00%的BaA/(BaA+Chry)>0.35.这初步表明, 在乌鲁木齐市郊农田土壤中大部分的PAHs来源于燃烧源, 包括生物质、煤和石油的燃烧.这可能是因为此城郊区域由大量居民区组成, 当地居民日常生活中不可避免的生物质的燃烧为环境中PAHs提供了来源.
|
图 5 土壤中PAHs双比值 Fig. 5 Double ratio diagram of PAHs in soil |
对乌鲁木齐市郊农田土壤中种植的21种农作物中PAHs运用特征比值法进行来源解析, 图 6中显示了100个样本的InP/(InP+BghiP)、Fla/(Fla+Pyr)、Ant/(Ant+Phe)和BaA/(BaA+Chry)的值.其中有27.27%的InP/(InP+BghiP)>0.5, 90.82%的Fla/(Fla+Pyr)>0.5, 77.55%的Ant/(Ant+Phe)>0.1, 82.82%的BaA/(BaA+Chry)>0.35.这初步表明, 在乌鲁木齐市郊农作物中大部分的PAHs来自于石油燃烧.
|
图 6 农作物中PAHs双比值 Fig. 6 Double ratio diagram of PAHs in crops |
由公式(1)计算可得表 4所示土壤中16种PAHs的毒性当量含量.乌鲁木齐市郊农田土壤中16种PAHs的毒性当量含量范围在0.76~891.36 μg·kg-1之间, 平均值为41.59 μg·kg-1.和上海市绿化带土壤中PAHs总毒性当量含量相比, 上海市[49]更高(34.17~1 919.85 μg·kg-1), 这可能和研究区域有关.上海市研究区域为道路旁绿化带, 容易受到机动车尾气的影响, 而机动车尾气是空气中PAHs的重要来源之一[50].
|
|
表 4 土壤中16种PAHs的毒性当量含量/μg·kg-1 Table 4 Toxic equivalent concentrations of 16 PAHs in soil/μg·kg-1 |
7种致癌PAHs的毒性当量含量范围在0.75~890.58 μg·kg-1之间, 平均值为41.51 μg·kg-1.占16种PAHs的99.91%, 表明7种致癌PAHs是16种优先控制PAHs的主要贡献者, 其中致癌性最高的是BaP.
研究区土壤样品中24.44%的样点的BaP总毒性当量含量超过荷兰土壤规定的BaP毒性当量生态风险标准值(33 μg·kg-1), 表明研究区农田土壤中PAHs污染存在潜在的生态风险.而根据加拿大环境部制定的保护人类健康土壤标准[26], 研究区域内45个土壤样品中97.78%的TEQ值均处于安全水平(600 μg·kg-1), 仅M21样点TEQ值略高于600 μg·kg-1, 存在风险.
通过计算3种暴露途径下的终身致癌风险值, 如表 5所示, 经过呼吸所摄入的致癌风险是可忽略的, 而通过误食和皮肤接触所造成的致癌风险是不可忽视的, 需要引起关注.
|
|
表 5 3种暴露途径下ILCRs值 Table 5 ILCRs values under three exposure routes |
2.6 健康风险评价
由于膳食摄入是蔬菜等农作物PAHs进入人体并在人体内积累的重要途径, 所以计算通过蔬菜摄入PAHs对人类健康造成的潜在致癌风险是十分必要的.
首先将各单体PAH的致癌风险统一用BaP进行量化.研究区内农作物中PAHs毒性当量含量范围为0.68~35.07 μg·kg-1, 远低于青岛市蔬菜中16种PAHs的TEQ值(2.5~81.0 μg·kg-1)[25].对于不同类别的作物来说, 果菜类的毒性当量含量为9.64 μg·kg-1, 根茎类、花菜类、叶菜类和其他类的毒性当量含量分别为5.35、8.43、9.33和11.18 μg·kg-1.
根据美国环保局的准则, ILCR大于10-4则表示存在严重风险.在本研究中, PAHs膳食暴露的ILCR范围在1.63×10-6~2.22×10-4之间, 如表 6所示.对于不同年龄段来看, 5.00%的ILCR值属于高风险级别, 其余均为潜在致癌风险.高风险主要存在于男性成年和女性成年, 由于成年人的暴露时间最长, 成年的暴露风险高于老年和未成年, 其次, 女性儿童和男性儿童致癌风险值较高, 可能是由于高摄入量和低体重造成了风险等级较高.从不同种类作物看, 叶菜类作物的高风险等级占比较高(12.50%), 叶菜类较大的叶片能够富集更多的TEQ, 从而导致了ILCR值较高.因此, 需对叶菜类作物投入更多的关注并进行深入研究.而造成整体ILCR值较高的原因可能是人均蔬菜摄入量较高, 高于现实生活中每人每天每种蔬菜的摄入.
|
|
表 6 不同类型农作物果实中PAHs终生致癌风险(ILCR) Table 6 ILCR of PAHs in fruits of different types of crops |
3 结论
(1) 乌鲁木齐市郊土壤中ω(总PAHs)范围为19.06~1 870.86 μg·kg-1, 其中高环PAHs占主导地位.5环PAHs占16种PAHs总量的42.40%, 其次是4环(32.41%)和3环(12.30%).7种致癌PAHs占16种PAHs总量的42.85%~79.20%.
(2) 蔬菜等农作物中PAHs的检出率低于土壤中PAHs检出率.农作物中相对分子质量低的PAHs(2环和3环)占主导地位, 总量范围在1.86~974.05 μg·kg-1, 占16种PAHs的64.83%.叶菜类植物中叶片中PAHs含量高于其他部位(根和果实); 对于果菜类, 例如南瓜、黄瓜和西葫芦等, 果实部分的PAHs含量高于叶片或根部, 对于紫甘蓝、花椰菜和向日葵来说, 根部的PAHs含量最高.在21种作物中, 南瓜和西葫芦等葫芦科作物对PAHs的富集能力最强.16种PAHs中, Phe在植物中的贡献率最高.
(3) 区域内PAHs主要来源于生物质、煤以及石油的燃烧.除M21(重度污染)和M31样点(轻度污染)外, 其余97.78%土壤样品均处于安全范围内.蔬菜等农作物中PAHs的终生致癌风险均处于潜在风险等级, 对人体健康存在潜在风险.其中有5.00%处于高风险等级, 由于致癌性较强的BaP含量较高, 应引起关注.
| [1] | Li Y T, Li F B, Chen J J, et al. The concentrations, distribution and sources of PAHs in agricultural soils and vegetables from Shunde, Guangdong, China[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2008, 139(1-3): 61-76. DOI:10.1007/s10661-007-9816-x |
| [2] | Bandowe B A M, Shukurov N, Leimer S, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in soils of an industrial area in semi-arid Uzbekistan: spatial distribution, relationship with trace metals and risk assessment[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2021, 43(11): 4847-4861. DOI:10.1007/s10653-021-00974-3 |
| [3] |
金苗, 吴敬禄, 占水娥, 等. 乌兹别克斯坦阿姆河流域水体中多环芳烃的分布、来源及风险评估[J]. 湖泊科学, 2022, 34(3): 855-867. Jin M, Wu J L, Zhan S E, et al. Distribution, sources and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in waters of Amu Darya Basin, Uzbekistan[J]. Journal of Lake Sciences, 2022, 34(3): 855-867. |
| [4] |
何森华, 郭洁, 张起源, 等. 湛江红树林沉积物中PAHs的来源及风险评价[J]. 环境科学与技术, 2021, 44(12): 211-218. He S H, Guo J, Zhang Q Y, et al. Sources and ecological risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in sediments of Zhanjiang Mangroves[J]. Environmental Science & Technology, 2021, 44(12): 211-218. |
| [5] | Ali-Taleshi M S, Moeinaddini M, Bakhtiari A R, et al. A one-year monitoring of spatiotemporal variations of PM2.5-bound PAHs in Tehran, Iran: Source apportionment, local and regional sources origins and source-specific cancer risk assessment[J]. Environmental Pollution, 2021, 274. DOI:10.1016/j.envpol.2020.115883 |
| [6] | Maliszewska-Kordybach B. Polycyclic aromatic hydrocarbons in agricultural soils in Poland: preliminary proposals for criteria to evaluate the level of soil contamination[J]. Applied Geochemistry, 1996, 11(1-2): 121-127. DOI:10.1016/0883-2927(95)00076-3 |
| [7] | Paris A, Ledauphin J, Poinot P, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in fruits and vegetables: Origin, analysis, and occurrence[J]. Environmental Pollution, 2018, 234: 96-106. DOI:10.1016/j.envpol.2017.11.028 |
| [8] | Ali Mallah M, Li C X, Ali Mallah M, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbon and its effects on human health: An overeview[J]. Chemosphere, 2022, 296. DOI:10.1016/j.chemosphere.2022.133948 |
| [9] | Kim W, Choi J, Kang H J, et al. Monitoring and risk assessment of eight polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH8) in daily consumed agricultural products in South Korea[J]. Polycyclic Aromatic Compounds, 2022, 42(4): 1141-1156. DOI:10.1080/10406638.2020.1768564 |
| [10] |
周洁, 张敬锁, 刘晓霞, 等. 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, 2019, 36(4): 534-540. Zhou J, Zhang J S, Liu X X, et al. Pollution characteristics and risk assessment of PAHs in agricultural soil in suburb of Beijing[J]. Journal of Agricultural Resources and Environment, 2019, 36(4): 534-540. |
| [11] | Jia J P, Bi C J, Jin X P, et al. Uptake, translocation, and risk assessment of PAHs in contaminated soil-air-vegetable systems based on a field simulation experiment[J]. Environmental Pollution, 2021, 271. DOI:10.1016/j.envpol.2020.116361 |
| [12] | Jia J P, Bi C J, Zhang J F, et al. Characterization of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in vegetables near industrial areas of Shanghai, China: Sources, exposure, and cancer risk[J]. Environmental Pollution, 2018, 241: 750-758. DOI:10.1016/j.envpol.2018.06.002 |
| [13] | Samsøe-Petersen L, Larsen E H, Larsen P B, et al. Uptake of trace elements and PAHs by fruit and vegetables from contaminated soils[J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36(14): 3057-3063. |
| [14] | Tao S, Cui Y H, Xu F L, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in agricultural soil and vegetables from Tianjin[J]. Science of the Total Environment, 2004, 320(1): 11-24. DOI:10.1016/S0048-9697(03)00453-4 |
| [15] | Waqas M, Khan S, Chao C, et al. Quantification of PAHs and health risk via ingestion of vegetable in Khyber Pakhtunkhwa Province, Pakistan[J]. Science of the Total Environment, 2014, 497-498: 448-458. DOI:10.1016/j.scitotenv.2014.07.128 |
| [16] | 张会敏. 瓜类蔬菜体内多环芳烃的分布特征及健康风险评估[D]. 南宁: 广西大学, 2019. |
| [17] | Zhang Y H, Huang H J, Xiong G N, et al. Structural equation modeling of PAHs in surrounding environmental media and field yellow carrot in vegetable bases from Northern China: In comparison with field cabbage[J]. Science of the Total Environment, 2020, 717. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.137261 |
| [18] | 刘盛梅, 张红, 刘莉. 试论气候变化对农业生态的影响——以乌鲁木齐地区为例[J]. 吉林农业, 2019(18): 112. |
| [19] | 仝博, 武天琦, 任威虎. 丝绸之路经济带乌鲁木齐国际物流指数研究[J]. 中国储运, 2021(2): 106-107. |
| [20] |
陈敏, 陈莉, 黄平. 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, 2015, 31(2): 84-91. Chen M, Chen L, Huang P. Concentration and ecological risks of polycyclic aromatic hydrocarbons in the surface soils of Urumqi Area, China[J]. Environmental Monitoring in China, 2015, 31(2): 84-91. DOI:10.3969/j.issn.1002-6002.2015.02.017 |
| [21] |
胡慧玲, 玉素甫·艾力, 阿布力米提·阿布都卡德尔. 乌鲁木齐市安宁渠区蔬菜中重金属的分布特征研究[J]. 新疆大学学报(自然科学版), 2003, 20(3): 260-263. Hu H L, Aili Y, Abudukadier A. Study on distribution characterastics of heavy metals in vegetables of An'ningqu district in Urumqi[J]. Journal of Xinjiang University (Natural Science Edition), 2003, 20(3): 260-263. |
| [22] | 刘东. 浅谈乌鲁木齐城市发展与环境污染现状[J]. 城市地理, 2016(14): 93. |
| [23] | Tusher T R, Sarker M E, Nasrin S, et al. Contamination of toxic metals and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in rooftop vegetables and human health risks in Bangladesh[J]. Toxin Reviews, 2021, 40(4): 736-751. DOI:10.1080/15569543.2020.1767650 |
| [24] | Yang W, Lang Y H, Li G L. Cancer risk of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the soils from Jiaozhou Bay wetland[J]. Chemosphere, 2014, 112: 289-295. DOI:10.1016/j.chemosphere.2014.04.074 |
| [25] |
葛蔚, 程琪琪, 柴超, 等. 青岛市城郊蔬菜中多环芳烃污染特征和健康风险评估[J]. 环境科学学报, 2017, 37(12): 4772-4778. Ge W, Cheng Q Q, Chai C, et al. Characteristics of pollution and health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in vegetables from Qingdao suburb[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2017, 37(12): 4772-4778. |
| [26] | Bahrami S, Moore F, Keshavarzi B. Evaluation, source apportionment and health risk assessment of heavy metal and polycyclic aromatic hydrocarbons in soil and vegetable of Ahvaz metropolis[J]. Human and Ecological Risk Assessment: An International Journal, 2021, 27(1): 71-100. |
| [27] | Zhang Y, Peng C, Guo Z H, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in urban soils of China: Distribution, influencing factors, health risk and regression prediction[J]. Environmental Pollution, 2019, 254. DOI:10.1016/j.envpol.2019.07.098 |
| [28] | Khillare P S, Jyethi D S, Sarkar S. Health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons and heavy metals via dietary intake of vegetables grown in the vicinity of thermal power plants[J]. Food and Chemical Toxicology, 2012, 50(5): 1642-1652. |
| [29] |
辛良杰. 中国居民膳食结构升级、国际贸易与粮食安全[J]. 自然资源学报, 2021, 36(6): 1469-1480. Xin L J. Dietary structure upgrade of China's residents, international trade and food security[J]. Journal of Natural Resources, 2021, 36(6): 1469-1480. |
| [30] | Tesi G O, Iniaghe P O, Lari B, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in leafy vegetables consumed in southern Nigeria: concentration, risk assessment and source apportionment[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2021, 193(7). DOI:10.1007/s10661-021-09217-5 |
| [31] |
吴敏敏, 夏忠欢, 张倩倩, 等. 南京市蔬菜中多环芳烃污染特征及健康风险分析[J]. 地球与环境, 2017, 45(4): 447-454. Wu M M, Xia Z H, Zhang Q Q, et al. Characterization and health risk assessment of PAHs in vegetables from Nanjing city, China[J]. Earth and Environment, 2017, 45(4): 447-454. |
| [32] |
卢晓丽, 康翔, 魏宇宸, 等. 城乡结合带农田土壤多环芳烃空间分布特征及来源解析-以南京市周岗镇为例[J]. 土壤通报, 2021, 52(2): 286-296. Lu X L, Kang X, Wei Y C, et al. Spatial distribution and sources of PAHs in farmland soil of peri-urban Areas: a case study of Zhougang, Nanjing[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2021, 52(2): 286-296. |
| [33] | Chen Z A, Ren G B, Ma X D, et al. Presence of polycyclic aromatic hydrocarbons among multi-media in a typical constructed wetland located in the coastal industrial zone, Tianjin, China: Occurrence characteristics, source apportionment and model simulation[J]. Science of the Total Environment, 2021, 800. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.149601 |
| [34] |
李万才, 李吉玫, 张毓涛, 等. 不同功能区林下土壤多环芳烃分布特征及来源分析[J]. 森林与环境学报, 2020, 40(2): 140-148. Li W C, Li J M, Zhang Y T, et al. Characteristics and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons in soils under the forest belts from different functional zones[J]. Journal of Forest and Environment, 2020, 40(2): 140-148. |
| [35] |
王娟, 郭观林, 秦宁, 等. 某工业城市大气颗粒物中PAHs的粒径分布及人体呼吸系统暴露评估[J]. 环境科学, 2019, 40(10): 4345-4354. Wang J, Guo G L, Qin N, et al. Size distribution characteristics and inhalation exposure of particle-bound PAHs in an industrial city[J]. Environmental Science, 2019, 40(10): 4345-4354. |
| [36] | Li Y X, Jia Z L, Wijesiri B, et al. Influence of traffic on build-up of polycyclic aromatic hydrocarbons on urban road surfaces: A Bayesian network modelling approach[J]. Environmental Pollution, 2018, 237: 767-774. |
| [37] |
熊丽君, 吴杰, 王敏, 等. 交通道路沿线土壤多环芳烃污染及风险防控综述[J]. 生态环境学报, 2018, 27(5): 974-982. Xiong L J, Wu J, Wang M, et al. Characteristics and risk prevention of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in farmland soil along traffic road: a review[J]. Ecology and Environment Sciences, 2018, 27(5): 974-982. |
| [38] |
赵颖, 张丽. 太原小店污灌区农田土壤多环芳烃的污染特征及其来源[J]. 水土保持通报, 2017, 37(4): 99-105. Zhao Y, Zhang L. Pollution characteristics and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons in farmland soil of a sewage irrigation area[J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2017, 37(4): 99-105. |
| [39] | 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 |
| [40] |
金晓佩, 贾晋璞, 毕春娟, 等. 设施栽培对土壤与蔬菜中PAHs污染特征及其健康风险评价[J]. 环境科学, 2017, 38(9): 3907-3914. Jing X P, Jia J P, Bi C J, et al. Concentrations and health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in soils and vegetables influenced by facility cultivation[J]. Environmental Science, 2017, 38(9): 3907-3914. |
| [41] | Rojo Camargo M C, Toledo M C F. Polycyclic aromatic hydrocarbons in Brazilian vegetables and fruits[J]. Food Control, 2003, 14(1): 49-53. |
| [42] | Chen S, Ma Z, Li S Y, et al. Colonization of polycyclic aromatic hydrocarbon-degrading bacteria on roots reduces the risk of PAH contamination in vegetables[J]. Environment International, 2019, 132. DOI:10.1016/j.envint.2019.105081 |
| [43] | Gbeddy G, Egodawatta P, Goonetilleke A, et al. Influence of photolysis on source characterization and health risk of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs), and carbonyl-, nitro-, hydroxy- PAHs in urban road dust[J]. Environmental Pollution, 2021, 269. DOI:10.1016/j.envpol.2020.116103 |
| [44] | Sari M F, Esen F, Tasdemir Y. Characterization, source apportionment, air/plant partitioning and cancer risk assessment of atmospheric PAHs measured with tree components and passive air sampler[J]. Environmental Research, 2021, 194. DOI:10.1016/j.envres.2020.110508 |
| [45] | De Nicola F, Baldantoni D, Sessa L, et al. Distribution of heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons in holm oak plant-soil system evaluated along urbanization gradients[J]. Chemosphere, 2015, 134: 91-97. |
| [46] | Wang J F, Zhang H, Bao H Y, et al. Dynamic distribution and accumulation of PAHs in winter wheat during whole plant growth: field investigation[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020, 202. DOI:10.1016/j.ecoenv.2020.110886 |
| [47] |
杨北辰, 解启来, 郑芊, 等. 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 B C, Xie Q L, Zheng Q, et al. Occurence, 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. |
| [48] | Yu H Y, Li T J, Liu Y, et al. Spatial distribution of polycyclic aromatic hydrocarbon contamination in urban soil of China[J]. Chemosphere, 2019, 230: 498-509. |
| [49] |
陈平. 上海市道路绿化带土壤多环芳烃污染特征与健康风险评价[J]. 浙江农业科学, 2020, 61(8): 1598-1600, 1604. Chen P. Pollution characteristics and health risk assessment of soil polycyclic aromatic hydrocarbons in road green belts in Shanghai[J]. Journal of Zhejiang Agricultural Sciences, 2020, 61(8): 1598-1600, 1604. |
| [50] | Zhang W W, Su P H, Tomy G T, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbon contamination along roads based on levels on vehicle window films[J]. Environmental Pollution, 2021, 279. DOI:10.1016/j.envpol.2021.116921 |