张 希,杨 静,刘 敏*,陈 星,吴 建



上海交通沿线农田土壤中PAHs分布特征及源解析

张 希1,杨 静1,刘 敏1*,陈 星1,吴 建2

(1.华东师范大学地理科学学院,教育部地理信息科学重点实验室,上海 200241；2.上海市环境科学研究院,上海 200233)

为探讨交通干线对周围农田土壤环境中16种优先多环芳烃(PAHs)累积的影响,采集了上海市交通干线旁与道路垂向分布的70个农田土壤表层样品及2个土壤柱样品,系统分析了土壤中16种优控PAHs的含量、组成及来源.结果表明上海交通干线旁农田表层土壤PAHs含量范围为23.16~21250.25ng/g,平均值为928.16ng/g,且随着与防护林距离的增加呈现出先下降后增加而后又下降的趋势,农田土壤柱中PAHs含量则表现出随着距土壤深度的增加而上升的趋势.基于正定矩阵因子分析(PMF)模型及特征因子比值法的来源辨析结果,表明表层土壤和土壤柱中的PAHs均主要来源于煤、生物质的燃烧及交通排放.

交通干线；农田土壤；多环芳烃；分布特征；源解析

随着全球城市化浪潮的快速推进,城市机动车保有量快速增长,其引发的交通拥堵造成交通运输业能源(主要为油品)迅猛消耗[1].交通排放(尾气排放、轮胎碎屑和沥青路面等)产生的具有“三致”效应的多环芳烃(PAHs)污染物会随着大气沉降、道路扬尘和路面径流等途径进入周边农田土壤,造成土壤PAHs污染,进而通过作物吸收和食物链传递影响农产品质量及人体健康[2-3].近年来,PAHs在交通干线两侧耕地系统中的污染效应逐渐成为研究热点,国内外学者对高速公路、主次干道等公路沿线农田土壤中PAHs的空间累积特征、来源解析及风险评价等方面进行了一些有益的探索[4-6].朱利中等[7]采集并测定了不同燃料油品、车辆类型和行驶公里数的汽车尾气中的14种多环芳烃,发现汽车在30min内排放的14种PAHs浓度为1211~4153mg/m-3,揭示了汽车尾气已经成为公路旁土壤中多环芳烃污染的重要来源.道路沿线土壤既是PAHs的“汇”,也是PAHs的“源”,土壤中的PAHs通过降雨、降雪以及地表径流的冲刷作用,成为水体及其他环境介质中PAHs的重要污染源[8-9],在人口相对集中、道路分布过于密集的城市区域,PAHs等污染物因其自身的生物积累性、生物毒性和难降解等特性,长期存在于环境中将对环境和人体健康产生威胁[10].总体来说,道路两旁农田土壤PAHs污染范围和污染程度的空间差异可能与道路车流量、通车年限、车辆类型、路边障碍物、气象、地形等因素有关.一般来讲,车流量越大、通车年限越长、重型车越多、障碍物越少,路边农田土壤PAHs含量就越高.

作为中国最重要的工业中心和经济中心,上海在过去30a里经历了快速的城市扩张和土地利用变化,大量的农业用地被转化成工业用地、居住用地和道路交通用地[11].据统计,上海从1990~2016年间道路面积年均增长率为10.15%,同时期机动车保有量也从1990年的21.21万辆迅速增长至2016年的322.94万辆,年均增速达9.89%[12].上海道路面积的增长速率跟不上车辆的飞速增长,由此引发了严重的城市交通拥堵和机动车污染排放问题.目前以上海地区交通干线农田表层及深层土壤中PAHs的污染程度及分布规律的研究报道还较少[6,13].因此,本研究以上海市交通干线旁农田土壤为研究对象,探究其表层及深层土壤中PAHs的含量、分布特征及其主导来源,以期为未来上海交通沿线农田土壤PAHs的污染防控提供依据,以保障农田土壤环境质量和农产品安全.

1 材料与方法

1.1 采样点设置

图1 采样点分布

表1 采样点概述及土壤理化性质

在参考上海市国控大气污染点源分布的基础上,选择了7块靠近交通干线且1km缓冲区内无国控大气污染源的大型农田(其中宝山区样点1个,青浦区样点1个,浦东新区样点1个,金山区样点2个,奉贤区样点2个),各样点信息见图1和表1.于2017年4月共采集70份表层梯度样品,即在每个样点公路一侧设定10个与公路平行的取样断面,与公路防护林外沿距离分别为0,5,10,20,40,60,80,120,200, 500m,同时设置5个垂直取样带,每个取样带间隔20m.用不锈钢铲在水平与垂直取样带交叉处以梅花形布点法采集表层土壤(0~10cm),充分混合后用四分法保留100g左右样品并装入贴好标签的聚乙烯密封袋内.在位于农业密集区且远离上海市国控大气污染点源的S1和S6样点处使用不锈钢钻各采集一根土壤柱,其中S1豆田土壤柱长70cm,S6水稻田土壤柱长100cm,按10cm间隔进行分割,装入写好标签的聚乙烯密封袋内.所有样品带回实验室,用真空冷冻干燥机干燥,过100目标准筛,保存在-20℃冰箱中待用.

1.2 土壤理化性质与PAHs分析

1.2.1 粒度与有机碳 称取大约0.2g冷干的土壤样品,加入10mL双氧水(体积比10%)和10mL盐酸溶液(1mol/L)去除有机质组分和CaCO3等碳酸盐物质,最后加入5mL的分散剂(六偏磷酸钠,质量分数5%)放入超声震荡仪中超声10min,利用激光散射粒度仪(LA-960,日本HORIBA)的湿法测试系统进行粒度测定.将样品冷冻、干燥、研磨过200目筛后准确称取0.1g左右的样品放入总有机碳分析仪中(SSM-5000A,日本岛津)中利用燃烧氧化-非分散红外吸收法进行测定TOC的含量.

1.3 正定矩阵因子分析模型

本研究采用美国环境保护署推出的PMF模型5.0版(USEPA 2014)对垂向土壤中PAHs的来源进行辨析.其基本方程如式1所示,

=+(1)

式中:(浓度矩阵)是一组×的二维矩阵(为污染物的种类,为样品的数量);(贡献矩阵)为×的矩阵(为不同的污染物)的来源;(源成分谱矩阵)为×的矩阵;(残差矩阵)的元素可由式2:

式中:、和分别为每个样品和每种污染物的贡献矩阵、源成分谱矩阵和残差矩阵.PMF模型所得到的目标函数如式3所示:

U是样品中污染物的不确定性,当样品中的某个污染物浓度小于或者等于方法检测限(MDL)时,U的计算公式为式(4):

当样品中的某个污染物浓度大于方法检测限(MDL)时,U的计算方法为式(5):

式中:error fraction指通过分析重复样品和标准物质获得的测量不确定度(20%).

基于SPSS19.0逐步法建立线性回归方程,以标准化后的总PAH总浓度为因变量,PMF分析确定的标准化后的各个因子为自变量,拟合线性回归方程,通过各个因子的线性回归系数定量每个因子对PAHs总量的贡献率.根据线性回归系数计算每个因子(每种PAH来源)的贡献率的公式如式(6):

式中:为因子()的线性回归系数;Σ为所有因子的线性回归系数之和.

2 结果与讨论

2.1 交通干线旁农田表层土壤中PAHs的空间分布特征

上海交通干线旁70个农田表层土壤中16种优控PAHs均被检出,总PAHs含量(∑16PAHs)范围为23.16~21250.25ng/g,平均值为928.16ng/g(图2). ∑16PAHs含量高于崇明道路旁农田土壤(36.77~ 990.25ng/g)[14],主要是由于崇明人口密度稀疏且污染源较少.而与东部经济较发达城市农田土壤中∑16PAHs含量保持一致,如苏州(45.4~3703ng/g)[15]和南京(312.2~27580.9ng/g)[16].本研究中∑16PAHs最高值出现在金山区S3采样点120m处,该样点的∑16PAHs均值也最高(2887.73ng/g),最低值出现在青浦区S1采样点20m处.∑16PAHs最低均值点出现在青浦区的S7采样点(172.78ng/g),均值最高值是最低值的16.7倍.位于国道、省级高速公路附近的S1~4采样点归于高速公路类,位于城市主、次干道旁的S5~7采样点归为城市道路.高速路旁农田平均∑16PAHs为966.39ng/g,城市道路旁农田平均∑16PAHs为220.68ng/g,高速路的∑16PAHs是城市道路的4.39倍.结合上海交通局的资料,本研究中4条高速公路,车流量较大,大型客货车的流量均在5000PCU/12h左右(PCU即标准车当量,不同车型转换为标准小汽车车型),占道路总交通流量的10.92%,三条城市道路由于道路管制等原因大型客货车的流量一般在580PCU/12h左右,仅占道路总交通流量的5.17%.密集的车流量使得高速路旁农田PAHs含量显著高于城市道路旁农田.于卿婵等[17]也指出PAHs浓度与车流量呈正相关性,同时怠速车辆增多也使其浓度增大.

图2 上海交通干线旁农田表层土壤PAHs随防护林边距变化

LMW代表2~3环低环PAHs;HMW代表4~6环高环PAHs

上海交通干线旁农田表层土壤PAHs含量随防护林边距变化如图2所示,在0m距离上土壤中∑16PAHs含量整体较高,在0~40m的范围内基本呈现下降趋势,随后又出现上升的变化趋势,基本在200m处又出现高值,而后继续下降.整体来看,7个样点农田土壤∑16PAHs的含量随着距离防护林边缘的增加整体呈现出先下降后增加而后又下降的趋势,其中高环(4~6环)PAHs占主要比率(75.28%),其变化趋势与∑16PAHs大致相同.低环(2~3环)PAHs的变化趋势则表现出不确定性,主要是由于2环PAHs(Nap)具有的易挥发性[18]导致其在土壤中的存在并不稳定,在高温环境下Nap更容易释放到周围的环境中.林道辉等[19]通过研究交通道路旁茶园表层土壤发现,汽车尾气在一定程度上会造成路旁茶园的PAHs污染,尤其是在路旁50m以内, PAHs含量也是随距道路距离的增加而减少.黄翠香等[20]在研究了距离道路0~150m的果园表层土壤后指出,随着距道路距离的增加,PAHs会出现降低-升高-再降低的趋势,且低环化合物的沉降速率相对较快.而样点S1的0m断面∑16PAHs含量出现高值点可能是因为该断面距离交通干线较近,交通源(尾气排放、轮胎碎屑和沥青路面等)排放的PAHs聚集于路边灰尘中[21],灰尘粒径越小其PAHs含量越高[22],而较小粒径的灰尘更容易受到气流的影响飘散至附近防护林或农田中,尽管防护林高于农田,但雨水会将地表和植被灰尘冲刷至此.采样点农田附近均有居民房聚集,且距离路基越远,居民房屋越密集,民用燃煤也是其主要来源.采样点农田大部分以种植水稻作物为主,尽管中国严禁秸秆就地焚烧,但仍有少量村民会对废弃的秸秆进行焚烧并把燃烧产物混进土壤中,而秸秆焚烧也是低环多环芳烃的主要来源之一[23].采样点大部分农田在200m断面处有一条单车道小路,摩托车与拖拉机等机动车尾气的排放加剧了农田土壤PAHs污染,从而造成200m断面的高污染特征.

2.2 交通干线旁土壤柱中PAHs的分布特征

分别采集S1和S6样点距防护林边缘200m处的土壤柱,2样点土壤柱中∑16PAHs含量分布见图3.在S1样点的豆田土壤柱中,0~30cm层PAHs含量随取样深度的增加呈现略微下降趋势,这可能与土壤翻耕有关,随后土壤柱中PAHs含量随深度增加出现急剧下降,并在50cm后达到稳定状态,近地层土壤柱中PAHs含量的均值是稳定状态的10.59倍.同样,S6样点水稻田的0~40cm层PAHs含量随着距表层深度的降低表现出显著地波动式增长,可能也受到水稻田频繁翻耕的影响,但整体也呈现随深度增加而下降的趋势,表层0~20cm层PAHs含量是稳定态的4.76倍.许峰等[24]在研究绵阳市土壤柱后也发现在0~20cm层PAHs含量较高,在40cm后含量减少,总体呈现出随深度增加PAHs含量减少的趋势.

图3 PAHs随深度变化分布

采样点代表10cm土壤柱

从图3可知,低环与高环PAHs随深度变化上有所不同,在S1和S6两土壤柱0~40cm段∑16PAHs变化均较为明显,且高环PAHs作为主要成分,分别占∑16PAHs的82.98%、81.79%.而在50cm深度以下,∑16PAHs逐渐趋于稳定,低环化合物比例逐渐升高,分别占据2个样点的49.98%、29.37%,其中三环PAHs变化最为显著,稳定层土壤中三环PAHs比例是近表层的2~3倍.相关研究[25]指出在越深的土壤层其年代越久远,其能源结构以煤炭、木材为主,主要为三环化合物.随着近现代上海城市化和工业化的快速发展,能源结构也发生了较大转变,人均汽车拥有量的迅猛增长也导致道路污染源排放量不断增加,相较之前农业发展时期,PAHs在近表层土壤中的累积量会显著增加.同时低环PAHs更易挥发,主要存在于气相中,并在大气中发生光化学降解[26],由于气体/颗粒分配理论,高环PAHs多赋存在于大气颗粒相当中[27].而表层土壤中90%以上的PAHs来源于大气中颗粒物质的干和湿沉降[28],因此在近表层土壤中高环PAHs占比较大.同样低环PAHs具有较大的溶解性和活性[29],更易在淋溶作用下向更深层土壤迁移;而Pyr与Bap等高环PAHs具有较强的疏水性和亲脂性[30],更易吸附在表层土壤中的有机质中.费佳佳等[31]在利用土壤柱进行淋溶模拟实验中也发现相对高分子量的PAHs的迁移量明显低于低分子量的PAHs.

2.3 土壤理化性质与PAHs含量的相关性

各个采样点的TOC含量与粒径组成情况详见表1.从空间分布来看,70个农田表层土壤的TOC含量为0.43%~4.79%,平均值为2.03±1.01%,土壤主要由粉砂组成(4~63mm),其占比在60.33%~ 95.42%之间,平均值为87.28±7.20%.所有土壤柱样品中TOC含量在0.27%~4.26%,平均值为1.85± 1.24%,同样以粉砂质土壤构成,总体而言,表层土壤的TOC随着距防护林边缘距离的增加呈现出上升的趋势,土壤柱中的TOC整体随着深度的增加而减少.

分别对表层土壤和土壤柱中TOC及粒径组成与PAHs含量进行相关性分析,分析结果见表2.对于表层土壤,TOC与∑16PAHs、低环、高环PAHs均呈现显著正相关(=0.328~0.477,<0.01),同样地,土壤柱中TOC含量也与∑16PAHs、低环、高环PAHs有显著的正相关(=0.350~0.519,<0.01),表明TOC是PAHs富集的影响因素,同样也暗示了TOC与PAHs共同转移运输的可能性.有研究表明土壤中PAHs会随着土壤粒径的变化而发生改变[32],本研究中土壤柱PAHs含量与各个粒度组成并无显著相关性,而表层土壤中各个粒度组成均与∑16PAHs和高环PAHs呈现显著地相关性,其中粉砂与PAHs之间的相关性最好,有研究表明[33],粉砂中有机质的芳香结构对PAHs有较高的的亲和力,是PAHs的优先吸附剂.低环PAHs与黏土之间没有相关性,由于低环PAHs易挥发,在生成的过程中仅有少部分或者完全不能吸附在土壤颗粒上,与此同时又参与到土壤-空气的分配过程中,使得相关性较差.

表2 农田土壤样品中TOC、粒径及PAHs之间的Spearman相关分析

注:**在置信度(双测)为0.01时,相关性是显著的.* 在置信度(双测)为0.05时,相关性是显著的.

2.4 交通干线旁农田土壤PAHs源解析

2.4.1 表层土壤PAHs源解析 利用约束PMF受体模型并设定5%的建模不确定性,获得的表层农田土壤中多环芳烃的源解析结果如图4所示,因子1(1)中主要由Ant、Fl、Phe构成,其分别占据74.74%、73.93%、62.35%,有研究表明Ant、Phe、Pyr、Flu是热电厂、工业锅炉、家庭燃煤取暖的主要示踪标记[34],同样,Ant、Ace、Phe、Pyr也用来指示生物质的燃烧[35],因此推断因子1代表煤、生物质的燃烧.因子2(2)以Nap为主(84.30%),煤焦油和石油蒸馏中的提取物含有大量的Nap,主要用于合成邻苯二甲酸酐、染料的中间产品,橡胶品及杀虫剂等多种产品[36].因此因子2定义为化学生产和金属冶炼.在因子3(3)中,Acy、Fl和Ace占比较大(分别为36.76%、23.73%、21.35%).大量的文献显示,2~3环PAHs单体多来源于石油产品(包括原油、机用润滑油及其他衍生产品)[37-38],推断因子3与石油的挥发泄漏有关.在因子4(4)中,Bghip、InP、DahA的贡献率较高,有60%以上贡献给因子4,同时BaP、BkF、BbF也分别达到55.18%、53.80%、51.66%的比重,由于InP及Bghip是汽车尾气燃烧源的重要标志物[39],BaA、Chr、BbF、BkF是汽油燃烧的主要指示物[40],BaA、Chr、BbF同样也在柴油燃烧的废气中被广泛发现[41-42],因此主要由高环PAHs构成的因子4指示交通排放源.

表层农田土壤PAHs的线性回归方程为

基于PMF模型的结果,不同距离处因子贡献率的空间变化表现出不同的分布特征.根据因子贡献率的平均比率,在靠近道路的土壤与远离道路的土壤各因子占比不同(图5).根据上海2017统计年鉴[11]显示,2016年共消耗4625.62万t煤炭及3632.98万t石油,煤炭及石油的燃烧排放都是上海市PAHs污染的重要来源.生活燃煤及生物质燃料是农田周边居民做饭、取暖的重要燃料,有研究指出,大量低效率的生物质燃烧会产生并释放出PAHs[43],同时,农作物及水稻秸秆的焚烧也会产生一定的PAHs.Wang等[44]在探讨上海城市和郊区干湿沉降颗粒物中PAHs来源后指出,交通源和燃煤源是干湿沉降颗粒物中PAHs的主要来源,而郊区地区有更多的燃煤源贡献.在0~40m靠近交通道路的土壤受到交通排放的影响较大(38%),而在远离交通道路的土壤由于附近居户生活燃煤的影响,则以煤和生物质燃烧源为主(37%).

图4 PMF模型辨析农田表层土壤中PAHs来源

Fig.4 Source identification of PAHs in farm surface soils based on PMF model

图5 PMF模型辨析表层土壤中PAHs来源贡献率

2.4.2 土壤柱PAHs源解析 由于土壤柱样品数量不足50个,PMF模型对于不足50个样本的运行有较大的不稳定性,因此采取特征因子比值法对纵向土壤进行源解析.研究表明,Flu、Pyr、InP、BghiP在环境中的降解速率相对较低,且特征比值的变化不大,能够较为完整的保留初始信息,是进行判源较理想的特征化合物[45].本文选用Flu/(Flu+Pyr)及InP/ (InP+BghiP)来解析PAHs的来源.当Flu/(Flu+Pyr)的比值<0.4时,指示石油泄漏或挥发源,比值位于0.4~0.5之间时,指示石油燃烧源,当比值>0.5时指示煤、生物质燃烧源;当InP/(InP+BghiP)的比值<0.2时,指示石油泄漏或挥发源,比值在0.2~0.5之间时,指示石油燃烧源,当比值>0.5时同样指示煤、生物质燃烧源[46].这2种特征比值在S1与S6样点土壤柱中随深度的变化见图6.

从图6中可以看出绝大部分样点的Flu/(Flu+ Pyr)的比值在0.5以上,表明其来源是煤、生物质燃烧.在S1样点土壤中,绝大多数土壤的InP/(InP+ BghiP)比值>0.5,表明煤、生物质燃烧是其主要来源, S6样点的上层土壤(0~40cm)中的InP/(InP+BghiP)比值大部分<0.5,指示石油燃烧源,深层土壤的InP/ (InP+BghiP)比值均>0.5,指示煤、生物质燃烧源.通过各土壤柱中特征比值对比结果发现一般在上层土壤中PAHs污染主要源自于石油燃烧源与煤燃烧源的混合源,而下层土壤均指示煤、生物质的燃烧.上层土壤属于耕作层,每年会有不同程度的翻作,同时交通源排放的PAHs也会沉降在表层土壤中,并随着雨水淋溶及土壤层翻作进入更深的土壤层中;而50cm以下的土壤层一般不会进行土壤翻作,且年代较为久远[24],过去以煤炭为主要能源,农村地区是以木材等生物质作为日常燃料,使得深层的土壤中的PAHs主要源自于煤、生物质的燃烧.

图6 土壤柱中PAHs的特征比值

3 结论

3.1 上海市交通干线旁农田表层土壤PAHs浓度随着距防护林距离的增加,整体呈现出先下降后增加而后又下降的趋势,农田土壤柱中PAHs浓度则呈现出随着土壤深度的增加而下降的趋势.同时表层土壤和土壤柱中PAHs浓度均与TOC含量具有显著相关性,暗示TOC是土壤PAHs富集的重要控制因子.

3.2 PMF模型揭示出上海道路沿线农田土壤中PAHs主要来自于为煤、生物质燃烧和交通排放,其中在0~40m靠近道路的土壤受到交通排放的影响较大,而对于远离道路的土壤(40~500m)由于附近居户生活的影响,煤、生物质燃烧源占比较大.特征因子比值法揭示出0~30cm耕作层土壤中PAHs主要来源于石油与煤燃烧的混合源,而更深层的土壤均指示煤和生物质燃烧源.由于从源到汇的过程中不同组分PAHs的降解速率不同,PMF模型及特征因子比值法均有一定的不确定性,未来已期利用同位素标记法更为准确的运行PAHs的溯源分析.

[1] 方良萍,李明敏.上海城市化带来的机动车污染及治理对策[J]. 交通与港航, 2008,22(1):9-12. Fang Liangping, Li Mingmin. Motor Vehicle Pollution Caused by Urbanization in Shanghai and Countermeasures [J]. Traffic & Ports, 2008,22(1):9-12.

[2] Khan A, Ishaq M, Khan M A. Effect of vehicle exhaust on the quantity of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in soil [J]. Environmental Monitoring & Assessment, 2008,137(1-3):363-369.

[3] Suman S, Sinha A, Tarafdar A. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) concentration levels, pattern, source identification and soil toxicity assessment in urban traffic soil of Dhanbad, India. [J]. Science of the Total Environment, 2015,545-546(68):353-360.

[4] 段海静.路域环境多介质PAHs污染与综合健康风险分析[D]. 开封:河南大学, 2016. Duan Haijing. Analysis of pollution and comprehensive health risk of PAHs in road environment [D]. Kaifeng: Henan University, 2016.

[5] Johnsen A R, De Lipthay J R, Reichenberg F, et al. Biodegradation, bioaccessibility, and genotoxicity of diffuse polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) pollution at a motorway site [J]. Environmental Science & Technology, 2006,40(10):3293-3298.

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

[7] 朱利中,王 静,杜 烨,等.汽车尾气中多环芳烃(PAHs)成分谱图研究[J]. 环境科学, 2003,24(3):26-29. Zhu Lizhong, Wang Jing, Du Wei, et al. Spectrogram study of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in automobile exhaust gas [J]. Environmental Science, 2003,24(3):26-29.

[8] Watanabe H, Nakajima F, Kasuga I, et al. Toxicity evaluation of road dust in the runoff process using a benthic ostracod Heterocypris incongruens [J]. Science of the Total Environment, 2011,409(12):2366-2372.

[9] 华德武,汪 青,徐 红,等.芜湖市交通区表层土壤多环芳烃与黑碳研究[J]. 中国环境科学, 2018,38(6):2253-2263.Hua Dewu, Wang Qing, Xu Hong, et al. Study on polycyclic aromatic hydrocarbons and black carbon in surface soil of traffic area in Wuhu City [J]. Environmental Science of China, 2018,38(6):2253-2263.

[10] 丁晴晴,李 科,董黎明.北京市冬季道路沉积物中多环芳烃的污染特征和源解析[J]. 环境化学, 2016,35(9):1903-1912.Ding Qingqing, Li Ke, Dong Liming. Pollution characteristics and source analysis of polycyclic aromatic hydrocarbons in winter road sediments in Beijing [J]. Environmental Chemistry, 2016,35(9):1903-1912.

[11] 范丽娟,田广星.1995~2015年上海市土地利用及其景观格局变化[J]. 水土保持通报, 2018,38(1):287-292+298. Fan Lijuan, Tian Guangxing. Land use and landscape pattern changes in Shanghai from 1995 to 2015 [J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2018,38(1):287-292+298.

[12] 上海统计年鉴[M]. 北京:中国统计出版社, 2017.Shanghai Statistical Yearbook [M]. Beijing: China Statistics Press, 2017.

[13] 孙小静.交通干道沿线土壤中多环芳烃污染特征及源分析[J]. 环境监测管理与技术, 2011,(b12):14-17.Sun Xiaojing. Pollution characteristics and source analysis of polycyclic aromatic hydrocarbons in soil along the main roads [J]. Environmental Monitoring Management and Technology, 2011,(b12):14-17.

[14] 吕金刚,毕春娟,陈振楼,等.上海市崇明岛农田土壤中多环芳烃分布和生态风险评价[J]. 环境科学, 2012,33(12):4270-4275. Lü Jingang, Bi Chunjuan, Chen Zhenlou, et al. Distribution and ecological risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in farmland soils of Chongming Island, Shanghai [J]. Environmental Science, 2012,33(12):4270-4275.

[15] 刘增俊,滕 应,黄 标,等.长江三角洲典型地区农田土壤多环芳烃分布特征与源解析[J]. 土壤学报, 2010,47(6):1110-1117. Liu Zengjun, Teng Ying, Huang Biao, et al. Distribution characteristics and source analysis of polycyclic aromatic hydrocarbons in farmland soils in typical areas of the Yangtze River Delta [J]. Journal of Soil Science, 2010,47(6):1110-1117.

[16] 葛成军,俞花美.南京市典型工业区耕地中多环芳烃源解析[J]. 长江流域资源与环境, 2009,18(9):843-848. Ge Chengjun, Yu Huamei. Analysis of polycyclic aromatic hydrocarbon sources in cultivated land of typical industrial areas in Nanjing [J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2009,18(9):843-848.

[17] 于卿婵,白志鹏,弯昭锋,等.长跑环境中颗粒物载带多环芳烃的污染特征[J]. 环境污染与防治, 2007,(4):90-90.YU Qing-yu, BAI Zhi-peng, YAN Zhao-feng, et al. Pollution characteristics of particulate matter-bearing polycyclic aromatic hydrocarbons in long-distance running environment [J]. Environmental Pollution Control, 2007,(4):90-90.

[18] Price P S, Jayjock M A. Available data on naphthalene exposures: strengths and limitations. [J]. Regulatory Toxicology & Pharmacology Rtp, 2008,51(2):15-21.

[19] 林道辉,朱利中.交通道路旁茶园多环芳烃的污染特征[J]. 中国环境科学, 2008,28(7):577-581.Lin Dao-hui, Zhu Li-zhong. Pollution characteristics of polycyclic aromatic hydrocarbons in Tea Garden by traffic road [J]. China Environmental Science, 2008,28(7):577-581.

[20] 黄翠香,张文会,夏燕飞,等.公路旁苹果园土壤PAHs污染状况[J]. 林业科学, 2013,49(10):23-27.Huang Cui-xiang, Zhang Wen-hui, Xia Yan-fei, et al. Pollution of PAHs in apple orchards near roads [J]. Forestry Science, 2013,49(10):23-27.

[21] Christensen E R, Arora S. Source apportionment of PAHs in sediments using factor analysis by time records: Application to Lake Michigan, USA [J]. Water Research, 2007,41(1):168-176.

[22] Dong T T, Lee B K. Characteristics, toxicity, and source apportionment of polycylic aromatic hydrocarbons (PAHs) in road dust of Ulsan, Korea. [J]. Chemosphere, 2009,74(9):1245-1253.

[23] 刘伟亚,刘 敏,杨 毅,等.上海市多环芳烃排放清单构建及排放趋势预测[J]. 长江流域资源与环境, 2015,24(6):1003-1011. Liu Weiya, Liu Min, Yang Yi, et al. Construction of emission inventory of polycyclic aromatic hydrocarbons in Shanghai and prediction of emission trends [J]. Resources and Environment of the Yangtze River Basin, 2015,24(6):1003-1011.

[24] 许 峰,祁士华,高 媛,等.绵阳市代表性点位土壤多环芳烃剖面分布特征[J]. 长江流域资源与环境, 2009,18(2):192-196. Xu Feng, Qi Shi-hua, Gao Yuan, et al. Distribution characteristics of polycyclic aromatic hydrocarbons in representative soils in Mianyang City [J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2009, 18(2):192-196.

[25] Ma C, Lin T, Ye S, et al. Sediment record of polycyclic aromatic hydrocarbons in the Liaohe River Delta wetland, Northeast China: Implications for regional population migration and economic development [J]. Environmental Pollution, 2017,222:146-152.

[26] Wang W, Simonich S L M, Xue M, et al. Concentrations, sources and spatial distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons in soils from Beijing, Tianjin and surrounding areas, North China [J]. Environmental Pollution, 2010,158(5):1245-1251.

[27] Bidleman T F. Atmospheric processes: wet and dry deposition of organic compounds are controlled by their vapor-particle partitioning [J]. Environmental Science & Technology, 1988,22(4): 361-367.

[28] Wild S R, Jones K C. Polynuclear aromatic hydrocarbons in the United Kingdom environment: a preliminary source inventory and budget. [J]. Environmental Pollution, 1995,88(1):91-108.

[29] 孙大志,李绪谦,商书波,等.多环芳烃菲(PHEs)在含水层砂土中的吸附行为研究[J]. 环境科学与技术, 2008,31(3):15-18. Sun Dazhi, Li Xuqian, Shang Shubo, et al. Adsorption behavior of polycyclic aromatic hydrocarbons (PHEs) in aquifer sand [J]. Environmental Science and Technology, 2008,31(3):15-18.

[30] 蓝家程.岩溶地下河系统中多环芳烃的迁移、分配及生态风险研究[D]. 重庆:西南大学, 2014. Lan Jiacheng. Study on migration, distribution and ecological risk of polycyclic aromatic hydrocarbons in karst underground river systems [D]. Chongqing: Southwest University, 2014.

[31] 费佳佳,张枝焕,万甜甜,等.有机碳含量对多环芳烃在土壤剖面残留及迁移的影响[J]. 环境科学, 2017,38(9):3871-3881.Fei Jiajia, Zhang Zhihuan, Wan Tiantian, et al. Effects of organic carbon content on residual and migration of polycyclic aromatic hydrocarbons in soil profiles [J]. Environmental Science, 2017,38(9):3871-3881.

[32] Li H L, Chen J J, Wu W, et al. Distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons in different size fractions of soil from a coke oven plant and its relationship to organic carbon content. [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,176(1):729-734.

[33] Müller S, Wilcke W, Kanchanakool N, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and polychlorinated biphenyls (PCBs) in particle-size separates of urban soils in Bangkok, Thailand. [J]. Soil Science, 2000,165(5):412-419.

[34] Cvetković A, Jovašević-Stojanović M, Marković D, et al. Concentration and source identification of polycyclic aromatic hydrocarbons in the metropolitan area of Belgrade, Serbia [J]. Atmospheric Environment, 2015,112:335-343.

[35] Agarwal T, Khillare P S, Shridhar V, et al. Pattern, sources and toxic potential of PAHs in the agricultural soils of Delhi, India [J]. Journal of hazardous materials, 2009,163(2/3):1033-1039.

[36] Lu R, Wu J, Turco R P, et al. Naphthalene distributions and human exposure in Southern California [J]. Atmospheric Environment, 2005, 39(3):489-507.

[37] Olajire A A, Altenburger R, Küster E, et al. Chemical and ecotoxicological assessment of polycyclic aromatic hydrocarbon- contaminated sediments of the Niger Delta, Southern Nigeria. [J]. Science of the Total Environment, 2005,340(1):123-136.

[38] Saber D, Mauro D, Sirivedhin T. Environmental forensics investigation in sediments near a former manufactured gas plant site [J]. Environmental Forensics, 2006,7(1):65-75.

[39] Li S, Tao Y, Yao S, et al. Distribution, sources, and risks of polycyclic aromatic hydrocarbons in the surface sediments from 28lakes in the middle and lower reaches of the Yangtze River region, China. [J]. Environmental Science & Pollution Research, 2016,23(5):4812-4825.

[40] Nielsen T. Traffic contribution of polycyclic aromatic hydrocarbons in the center of a large city [J]. Atmospheric Environment, 1996,30(20): 3481-3490.

[41] 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.

[42] Khalili N R, Scheff P A, Holsen T M. PAH source fingerprints for coke ovens, diesel and, gasoline engines, highway tunnels, and wood combustion emissions [J]. Atmospheric Environment, 1995,29(4):533-542.

[43] 廖书林,郎印海,王延松,等.辽河口湿地表层土壤中PAHs的源解析研究[J]. 中国环境科学, 2011,31(3):490-497. Liao Shulin, Lang Yinhai, Wang Yansong, et al. Source analysis of PAHs in surface soil of Liaohekou wetland [J]. China Environmental Science, 2011,31(3):490-497.

[44] Wang Q, Liu M, Li Y, et al. Dry and wet deposition of polycyclic aromatic hydrocarbons and comparison with typical media in urban system of Shanghai, China [J]. Atmospheric Environment, 2016,144:175-181.

[45] Zhang X L, Tao S, Liu W X, et al. Source diagnostics of polycyclic aromatic hydrocarbons based on species ratios: a multimedia approach [J]. Environmental science & technology, 2005,39(23):9109-9114.

[46] 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.

Distribution characteristics and source analysis of PAHs in farmland soils along Shanghai traffic artery.

ZHANG Xi1, YANG Jing1, LIU Min1*, CHEN Xing1, WU Jian2

(1.Key Laboratory of Geographic Information Science of the Ministry of Education, School of Geographic Sciences, East China Normal University, Shanghai 200241, China；2.Shanghai Acadamy of Environmental Sciences, Shanghai 200233, China)., 2019,39(2)：741~749

In order to investigate the influence of traffic emission on the accumulation of 16 polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) known as priority pollutants in the surrounding farmland soils, seventy soil surface samples and two soil cores samples were collected within 500m of the Shanghai traffic artery. The concentrations, compositions and sources of 16PAHs were systematically analyzed. The results showed that the concentrations of Σ16PAHs in the surface soils of the farmland along the Shanghai traffic artery was 23.16~21250.25ng/g, with an average of 928.16ng/g. Along the increase of distance from roadside shelterbelts, the concentrations of Σ16PAHs showed a trend of decrease first remove then increase, and finally decrease. The concentrations of Σ16PAHs in farmland soil cores showed an increasing trend with the decreasing distance from the soil surface. Positive definite matrix factor analysis (PMF) models and isomer ratios were used to distinguish PAHs sources in soil surfaces and core samples. It was found that they were mainly derived from the combustion of coal and biomass and traffic emissions.

main lines of communication；farmland soil；polycyclic aromatic hydrocarbon；distribution characteristics；source analysis

X142

A

1000-6923(2019)02-0741-09

张 希(1994-),女,河南平顶山人,华东师范大学硕士研究生,主要从事城市环境地球化学过程研究.

2018-07-21

国家自然科学基金资助项目(41730646,41761144062, 41601526);上海市环境保护局重大项目(沪环科[2016]第5号)

* 责任作者, 教授, mliu@geo.ecnu.edu.cn