壽光土壤中多環芳烴的污染特征及風險評估

馮岸紅,朱智成,陳社軍,王 璟,羅孝俊,麥碧嫻 (1.中國科學院廣州地球化學研究所有機地球化學國家重點實驗室,廣東 廣州 510640；.中國科學院大學,北京 100049)

多環芳烴(PAHs)是一類由2個或2個以上的苯環連接而成的有機化合物,廣泛存在于自然環境中.PAHs主要來源于化石燃料、植物或者煤燃燒以及石油類物質的泄露與揮發,是一類具有致癌、致畸、致基因突變毒性的持久性有機污染物,已被許多國家列入環境監測的重要項目之一[1].由于PAHs具有親脂性、半揮發性以及長距離遷移能力,釋放到環境中的 PAHs可直接進入土壤或者通過大氣傳輸,以干、濕沉降的方式進入到土壤[2].土壤中的 PAHs可能通過土壤揚塵的呼吸攝入、皮膚接觸、以及食物鏈傳遞等方式對人類健康具有更大的威脅[3].研究表明,土壤是比大氣和水體更重要的人體暴露PAHs的途徑[4].

目前,國內外對土壤中PAHs的含量與空間分布特征、來源解析、遷移轉化以及潛在風險等方面進行了大量的調查與研究.研究發現,我國北京、珠江三角洲以及天津等一些地區土壤中存在 PAHs的污染風險[1-3,5-10].山東省壽光市是中國著名的蔬菜之鄉,蔬菜批發市場年交易額達30多億元,銷售全國,目前已經形成了以海洋化工、造紙包裝、機械制造等為主的支柱產業.工業的快速發展造成了一些有毒有害污染物質(如 PAHs)進入到環境中,并對人類健康造成潛在威脅.因此,掌握該地區的污染狀況以及相關人體健康風險是十分必要的.目前關于該地區環境中PAHs的污染狀況還未見報道.本文研究分析了壽光地區土壤中PAHs的含量,運用地統計學方法對該地區土壤中 PAHs含量的空間分布進行了預測,分析了土壤中PAHS的來源,并通過計算土壤中 PAHs的毒性當量濃度評價了其潛在風險,為壽光市土壤有機污染評價提供基礎數據.

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

壽光市(E 118°32′, N 119°10′)位于山東半島中部, 北瀕渤海萊州灣,總面積 2180km2.屬暖溫帶半濕潤氣候,全年主導風向為東南偏南風.平原地形,土壤類型多為褐土和潮褐土.全市耕地940km2,蔬菜播種面積530km2,蔬菜年產量40億kg,是國家確定的蔬菜、糧食、果品、水產、畜牧綜合商品基地市.

1.2 樣品采集

土壤樣品采自于2008年5月壽光市周邊鄉鎮的農田,采樣點進行 GPS 定位(圖 1),采集 0～10cm 表層土壤.每個采樣點進行多點取樣(≥5),混合成一個代表樣,共采集 39個土壤樣品.土壤樣品密封于密實袋并低溫保存.

圖1 壽光市采樣點示意Fig.1 Map of the soil sampling sites in Shouguang City

1.3 樣品分析

樣品冷凍干燥后,研磨過篩,取混合均勻的樣品(約25g)進行索氏抽提,連續抽提48h,抽提溶劑為二氯甲烷.提取液旋蒸濃縮后,過氧化鋁硅膠柱(從下往上依次為 6cm氧化鋁,12cm中性硅膠,1cm無水硫酸鈉).先用15mL正己烷淋洗出烷烴類化合物,再用 70mL二氯甲烷：正己烷(3：7)混合溶液淋洗出PAHs.將淋洗出的PAHs組分氮吹至近干,定容至 300μL,采用安捷倫 5890氣相色譜儀和安捷倫 5973質譜儀進行定量測定[11].目標物包括 26種 PAHs：萘(Nap)、2-甲基萘(2-Me-Nap)、l-甲基萘(1-Me-Nap)、2,6-二甲基萘(2,6-di-Me-Nap)、2,3,5-三甲基萘(2,3,5-tri-Me-Nap)、聯苯(Bip)、苊烯(Acpy)、苊(Acp)、芴(Fl)、菲(Phe)、2-甲基菲(2-Me-Phe)、1-甲基菲(l-Me-Phe)、蒽(Ant)、熒蒽(Flt)、(Chr)、2,3-苯并蒽(2,3-Bf)、苯并[a]蒽(BaA)、芘(Pyr)、苝(Per)、苯并[b]熒蒽(BbF)、苯并[k]熒蒽(BkF)、苯并[e]芘(BeP)、苯并[a]芘(BaP)、二苯并[a,h]蒽(Dba)、茚并[l,2,3-cd]芘(Ind)、苯并[g,h,i]苝(BghiP).

樣品中回收率指示物的回收率為,Nap-d8平均為 61%,其他 4 種(Acpy-d10、Phe-d10、Chr-d12和Per-d12)的回收率為89% ～113%.

土壤總有機碳(TOC)含量測定：將待測土壤樣品(約 1g)用 10% HCL溶液浸泡過夜,離心,用去離子水洗至中性后放入烘箱(60℃)烘干至恒重,再用瑪瑙研缽研磨均勻,最后用元素分析儀(Elementar,德國)進行測定.通過土壤總有機碳(TOC)含量乘以轉換系數1.724可得到土壤有機質含量(SOM)[12].

2 結果討論

2.1 土壤中PAHs殘留特征

在山東壽光市農田土壤中,26種PAHs單體均有檢出(表1),說明該地區農田土壤中普遍存在PAHs的污染.26種 PAHs(PAH26)的總濃度在120～1486μg/kg 之間,平均為(415±312)μg/kg,16種美國 EPA 優控 PAHs(PAH16)的含量為 84～1076μg/kg,平均為(289±211)μg/kg,該濃度遠高于Edwards[13]提出的土壤中內源性 PAHs含量(1～10μg/kg).根據 Maliszewska-Kordybach[14]針對16種優控PAHs制定的土壤污染的標準,壽光市39個土壤樣品中,22個土壤樣品PAH16含量超過了200μg/kg,即超過56%的土壤樣品達到了污染水平.已經有不少關于我國不同區域土壤中PAH16的污染濃度數據報道.該地區農田土壤中PAHs的含量比北京、天津、上海等城市土壤中的含量(1637～3290μg/kg)明顯要低[3,15-16],但與京津地區周邊地區土壤含量(336μg/kg)相當[17].壽光土壤中 PAH16的含量與我國主要地區面源污染土壤中 PAHs的含量分布中值(317μg/kg)接近[18],且比南京(平均值 178μg/kg)、浙江嘉興(平均值 152μg/kg)、南昌(平均值 198μg/kg)以及廣東順德(平均值144μg/kg)農田土壤的PAH16的含量要高[19-22].從上述區域對比看出,壽光市土壤中PAH16的污染處于中低水平,對農田土壤來說處于中等污染水平.這是由于壽光雖然近幾年工業發展很快,但依然是一個巨大的農業區.另一方面,由于該地區地表水不發達而導致的工業污水灌溉較少也可能是土壤中 PAHs含量較低的原因之一.

表1 壽光市土壤中26種PAHs含量Table 1 Concentrations of 26PAHs in soils of Shouguang City

圖2為26種PAHs組分對總濃度的貢獻率.對于 PAH16,貢獻率最高的是 Phe(32%),其次是Flt(11%)和Pyr(9%), Acpy和Acp的貢獻率最低(＜1%).這與 Wang等[17]在北京和天津周邊地區土壤中所觀察的結果相似,也與我國土壤中PAHs的分布較為相似[18],但與 Liu等[23]在北京地區土壤的發現存在明顯的差異,上海和杭州市區土壤 PAHs也呈現與本區域不同的研究結果[3,24].不同環數(2～6環)PAHs對總濃度的貢獻從大到小分別為：3環42% ＞ 4環 22% ＞ 2 環 17%＞ 5環14% ＞ 6環5%,3環和4環PAHs占到了60%以上.對于 PAH16而言,2～6環 PAHs貢獻率分別為8%、39%、31%、15%和7%.本研究地區土壤16種優控PAHs中,高分子量(4～6環)PAHs占的比重(53%)比城市地區(64%～83%)的明顯要低[15,17,25],也低于我國主要地區表層土壤中高分子量 PAHs的比例(68.5%)[18].一般來說,低環數PAHs揮發性較強,在大氣中的遷移距離較遠,反映大氣輸送的影響;而大氣中高環數 PAHs則較易沉降于污染源附近,反映本地污染源的影響[26-27].

圖2 壽光市土壤中26種PAHs組分貢獻率Fig.2 Profiles of 26PAHs in soils of Shouguang City

2.2 PAHs空間分布特征

運用普通克里格插值法,采用 ArcGIS 9.3分別對壽光市土壤中PAH26、高環數PAHs (4～6環)、低環數 PAHs(不含 Phe及 Me-Phe) 以及 Phe與Me-Phe濃度的空間分布進行了預測(圖 3).結果顯示,PAH26的高污染區主要集中在東部開發區一帶.該區域是工業重地,集中了石化、紡織、塑料以及機械制造等產業,工業生產活動在能源消耗以及污染排放過程中都可能產生PAHs污染物,并通過不同途徑進入當地土壤.此外,在西部的臺頭鎮一帶集中了防水材料與造紙等生產基地,PAH26的含量也較高.對比發現,土壤中高環數PAHs濃度的空間分布與PAH26較為相似.低環數PAHs濃度在壽光土壤中的空間分布與高環數呈現較大的差異,表現最為明顯的是：首先,東部開發區一帶低環數PAHs污染并不顯著,但其在西部工業基地周邊的土壤中濃度明顯較高(高達355μg/kg);其次,低環數 PAHs濃度空間分布差距較小,這可能與低環數PAHs在大氣中擴散能力較強有關.高環數 PAHs主要來自于燃燒源,而低環數 PAHs可能表示來自原油污染的比重較大[28].當然,由于該地區存在大量的農田,秸稈以及其他生物質燃燒也會釋放低環數 PAHs(如 Nap、Ant等)進入環境[29],這可能也是土壤中低環數 PAHs濃度空間分布差距較小的原因之一.

Phe以及Me-Phe污染物的濃度在土壤中的分布與低環數 PAHs整體上較為相似,克里格插值圖多呈小島狀分布,污染物濃度空間分布差異較小.但Phe和Me-Phe濃度在東部開發區偏高,而在西部工業基地不明顯.燃煤是環境中 Phe以及 Me-Phe污染物重要來源,這些污染物在土壤中的分布可能反映了該地區工業以及居民生活用煤造成的PAHs污染狀況.

總之,研究地區土壤中不同環數 PAHs的空間分布說明了當地不同的工業、農業和生活方式等對當地環境PAHs污染影響的重要性.

2.3 主成分分析

利用主成分分析對研究地區土壤樣品中 26種PAHs進行了分析,3個主成分集中反映了26種PAHs的信息,對總方差貢獻率達93%(表2).

大部分高環數 PAHs在主成分 1(PC1)上有很高的載荷,尤其是 BbF、BkF、BaP、Per、Ind和BghiP的載荷系數達到0.9以上.BbF、BaP以及 BghiP常被認為是汽油燃燒污染源的指示物[30-31],BkF、Dba和Ind則是柴油燃燒的代表性物質[32-33].另外,Pry、Flt以及Ant等在PC1上也有較高載荷,這些是燃煤產生的一類重要的污染物.但是PC1與燃煤的代表性物質Phe的相關度較低(0.460).因此,推斷主成分1主要代表液體化石燃料的燃燒.工業活動所產生的能源消耗是該地區土壤中PAHs的重要來源;另外,該地區大規模的農業生產中也會消耗液體化石燃料.所有樣品中的Ind/(Ind+BghiP)比值都介于0.2～0.5[28],也顯示了該地區土壤中PAHs這一來源的重要性.

圖3 壽光市土壤PAHs空間分布Fig.3 Spatial distribution of PAHs in soils of Shouguang City

主成分2(PC2)主要有低環數PAHs構成(Phe與Me-Phe除外),特別是Nap和2-Me-Nap,載荷系數在0.9以上.Nap、Acpy和Acp等是原油的重要組成部分,而Fl是焦爐排放的重要來源[3,9,28],但是PC2與Phe的載荷很低.所以,主成分2主要代表了原油污染.經校正后的 Ant/(Ant+Phe)比值[34]也顯示,超過 40%的樣品的 Ant/(Ant+Phe)比值＜0.1,說明石油源是重要來源之一.化工是壽光市支柱產業之一,一些石化企業在生產、儲備、運輸等過程都可能會釋放 PAHs污染物進入環境.此外,農業活動中不可避免的一些汽油、柴油的泄漏也增加了土壤中低環數 PAHs的污染.因此,對于壽光地區,石油源是土壤PAHs污染的重要來源.這與早期針對我國北方地區土壤中的研究發現有所不同.

主成分3(PC3)與Phe和Me-Phe相關度較高,這類污染物是燃煤的特征物質[28],反映了煤的高溫燃燒,這可能與冬季取暖和農村能源以燃煤為主有關.Phe和Me-Phe的克里格預測圖呈小島狀分布也說明了這一點.

根據以上3個主成分的結果,將3個主成分得分作為自變量(x1,x2,x3),以 26種 PAHs總含量作為因變量進行多元線性回歸,通過獲得的標準化回歸系數來反應主要來源的相對貢獻[9].建立多元回歸模型為：y=1733+452x1+321x2+240x3(F=121513,r2=1),標準化回歸系數分別為Px1=0.749,Px2=0.531,Px3=0.397.可以推測,壽光市土壤中 PAHs來源,汽油和柴油高溫燃燒貢獻最大,約占總 PAHs來源的 44.7%,原油排放源約占31.7%,燃煤約占23.6%.

北京天津一帶土壤中 PAHs的研究表明,PAHs主要來源于生物質和煤的燃燒以及汽車尾氣排放[17,23,25],遼寧地區的土壤 PAHs研究也表明,煤燃燒是主要來源[35].長江三角洲地區農田土壤也以煤和生物質燃燒為 PAHs主要來源[20],福州市農田土壤也顯示了相似的 PAHs來源[36].本研究區域的結果和以上區域較大差異,但是和珠江三角洲地區來源較為相似[5,8].這與壽光地區的產業結構有很大的關系.

表2 壽光市土壤中PAHs主成分因子載荷矩陣Table 2 Factor loadings of PAHs in soils of Shouguang City based on principal component analysis

2.4 PAHs與有機質的相關性分析

PAHs是一類疏水性物質,易吸附于土壤中的有機質[37].壽光土壤樣品中有機質含量為0.33%～2.72%,并與低環(2～3 環)和高環(4～6環)PAHs含量分別作相關性分析,結果顯示,低環PAHs含量與SOM顯著相關(r=0.699,P＜0.001),高環 PAHs含量與 SOM 也顯著相關(r=0.408,P＜0.01),但相關系數比低環數PAHs低.有研究發現,只有當土壤中的PAHs濃度受到土壤-空氣界面交換過程的影響時,SOM才有明顯作用[3,38].此外,離排放源越近,SOM對PAHs的累積影響越小,主要受控于一次沉降過程[1,27,39].由于低環 PAHs具有較高的揮發性,容易達到土壤-空氣界面交換平衡,更易受到土壤中有機質的影響.相關性分析表明,壽光市土壤中的低環 PAHs主要受到土壤-空氣界面交換影響,而高環PAHs則主要受控于近距離的沉降.

2.5 潛在風險分析

我國目前尚未推出多環芳烴的土壤環境質量標準,本文參照荷蘭 PAHs治理和評價標準[24],分析壽光市土壤中 PAHs的潛在風險.結果表明,壽光市土壤中Flt和Phe超標較嚴重,超標率分別為74%和69%,其次是Chr和Nap,依次為46%和33%,而所有樣品中Ant都沒有超標,這可能與Ant易在環境中降解有關[34].許多研究以 PAHs的致癌性來表現其毒性,而四環及四環以上的PAHs通常具有較高的致癌毒性[40-41].壽光市土壤中 7種致癌性 PAHs的含量為 16.5～444μg/kg,平均值為92.2μg/kg,占 PAH16的 30%.BaP是致癌性最強的物質之一,通常以 BaP為標準參考物,設定其毒性當量因子為1,計算其他PAHs的毒性當量.本文采用荷蘭土壤質量管理條例的評價標準,計算 BaP總毒性當量濃度(TEQBaP),計算方法如下：

式中：TEQBaP是總毒性當量濃度,μg/kg;Ci是第i個 PAHs的質量濃度,μg/kg;TEFi是第i個 PAHs的毒性當量因子.結果顯示,壽光市土壤中TEQBaP的范圍在 2.98～158μg/kg 之間,平均值為23.1μg/kg,略高于黃淮平原農田土壤的 TEQBaP(11.7μg/kg)[7],但遠低于上海城市土壤的 TEQBap(428μg/kg)[3].根據荷蘭土壤管理條例的規定,其致癌性PAHs的TEQBaP目標值為33.0μg/kg,本研究中有7個土壤樣品中的TEQBaP高于該目標值,最高值達157μg/kg,7個土壤樣多位于或者靠近工業區.終生致癌風險(ILCR)[25]計算結果顯示,壽光市土壤中 PAH16平均暴露頻率下,其綜合致癌風險為 1.66×10-7,低于美國 EPA 可接受致癌風險值(10-6),說明壽光市農田土壤PAHs致癌風險較小.

3 結論

3.1 對山東省壽光市 39個土壤樣品中多環芳

烴的研究表明,26種多環芳烴的濃度范圍為120～1486μg/kg,平均值為(415±312)μg/kg,其中16種優控 PAHs的濃度范圍為 84～1076μg/kg,平均值為(289±211)μg/kg,在國內土壤中的殘留水平屬于中低級.克里格插值分析顯示,該市 PAHs高污染區位于東部開發區和西部工業園,高環數與低環數PAHs在空間分布上有明顯差異.

3.2 主成分分析表明,壽光市土壤中PAHs的主要來源是液體化石燃料的高溫燃燒,占 44.7%;其次是原油污染,占 31.7%;最后是煤燃燒,約占23.6%.相關性分析表明,土壤有機質含量與低環數和高環數PAHs均顯著相關,但低環數PAHs與有機質的相關強度明顯高于高環數 PAHs,表明低環數 PAHs更容易受到土壤中有機質的影響,而高環數PAHs則受控于近距離沉降.

3.3 依據荷蘭的土壤管理標準,壽光市土壤中Flt和Phe超標較嚴重,TEQBaP以及致癌風險計算結果表明,壽光市土壤PAHs處于低風險水平.

[1] 彭 馳,王美娥,歐陽志云,等.北京科教園區綠地土壤中多環芳烴的殘留特征與潛在風險 [J].環境科學, 2012,33(002)：592-598.

[2] 彭 華,王維思.河南省典型農業區域土壤中多環芳烴污染狀況研究 [J].中國環境監測, 2009,(2)：61-62.

[3] Jiang Y F, Wang X T, Wang F, et al. Levels, composition profiles and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons in urban soil of Shanghai, China [J]. Chemosphere, 2009,75(8)：1112-1118.

[4] 金相燦.有機化合物污染化學-有毒有機物污染化學 [M]. 北京：清華大學出版社, 1990.

[5] 倪進治,陳衛鋒,楊紅玉,等.福州市不同功能區土壤中多環芳烴的含量及其源解析 [J]. 中國環境科學, 2012,32(5)：921-926.

[6] Cai Q Y, Mo C H, Li Y H, et al. Occurrence and assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in soils from vegetable fields of the Pearl River Delta, South China [J]. Chemosphere, 2007,68(1)：159-168.

[7] 周玲莉,薛南冬,李發生,等.黃淮平原農田土壤中多環芳烴的分布,風險及來源 [J]. 中國環境科學, 2012,32(7)：1250-1256.

[8] 馬 瑾,邱興華,周永章,等.東莞市農業土壤多環芳烴污染及其空間分布特征研究 [J]. 北京大學學報(自然科學版), 2011,47(1)：149-158.

[9] 段永紅,陶 澍,王學軍,等.天津表層土壤中多環芳烴的主要來源 [J]. 環境科學, 2006,27(3)：524-527.

[10] 廖書林,郎印海,王延松,等.遼河口濕地表層土壤中 PAHs的源解析研究 [J]. 中國環境科學, 2011,31(3)：490-497.

[11] Wang J, Chen S J, Tian M, et al. Inhalation cancer risk associated with exposure to complex polycyclic aromatic hydrocarbon mixtures in an electronic waste and urban area in South China [J].Environ. Sci. Technol., 2012,46：9745-9752.

[12] Nascimento N R, Nicola S M C, Rezende M O O, et al. Pollution by hexachlorobenzene and pentachlorophenol in the coastal plain of Sao Paulo state, Brazil [J]. Geoderma, 2004,121(3)：221-232.

[13] Edwards N T. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the terrestrial environment—a review [J]. J. Environ. Qual., 1983,12(4)：427-441.

[14] Maliszewska-Kordybach B. Polycyclic aromatic hydrocarbons in agricultural soils in Poland： preliminary proposals for criteria to evaluate the level of soil contamination [J]. Appl. Geochem.,1996,11(1)：121-127.

[15] Li X, Ma L, Liu X, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbon in urban soil from Beijing, China [J]. J. Environ. Sci., 2006,18(5)：944-950.

[16] 段永紅,陶 澍,王學軍,等.天津表土中多環芳烴含量的空間分布特征與來源 [J]. 土壤學報, 2006,42(6)：942-947.

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

[18] 曹云者,柳曉娟,謝云峰,等.我國主要地區表層土壤中多環芳烴組成及含量特征分析 [J].環境科學學報, 2012,32(1)：197-203.

[19] Yin C Q, Jiang X, Yang X L, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in soils in the vicinity of Nanjing, China [J].Chemosphere, 2008,73(3)：389-394.

[20] 劉增俊,滕 應,黃 標,等.長江三角洲典型地區農田土壤多環芳烴分布特征與源解析 [J]. 土壤學報, 2010,(06)：1110-1117.

[21] 樊孝俊,劉忠馬,夏 新,等.南昌市周邊農田土壤中多環芳烴的污染特征及來源分析 [J]. 中國環境監測, 2009,(006)：109-112.

[22] 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]. Environ. Monit. Assess., 2008,139(1)：61-76.

[23] Liu S, Xia X, Yang L, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in urban soils of different land uses in Beijing, China： Distribution,sources and their correlation with the city′s urbanization history[J]. J. Hazard. Mater., 2010,177(1)：1085-1092.

[24] 于國光,葉雪珠,趙首萍,等.杭州市郊區表層土壤中多環芳烴的風險分析 [J]. 生態環境學報, 2011,20(5)：966-969.

[25] Peng C, Chen W, Liao X, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in urban soils of Beijing： Status, sources, distribution and potential risk [J]. Environ. Pollut., 2011,159(3)：802-808.

[26] Wang Z, Chen J, Qiao X, et al. Distribution and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons from urban to rural soils： A case study in Dalian, China [J]. Chemosphere, 2007,68(5)：965-971.

[27] Nam J J, Thomas G O, Jaward F M, et al. PAHs in background soils from Western Europe： Influence of atmospheric deposition and soil organic matter [J]. Chemosphere, 2008,70(9)：1596-1602.

[28] Bucheli T D, Blum F, Desaules A, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons, black carbon, and molecular markers in soils of Switzerland [J]. Chemosphere, 2004,56(11)：1061-1076.

[29] Chen Z, Pawluk S. Structural variations of humic acids in two sola of Alberta Mollisols [J]. Geoderma, 1995,65(3)：173-193.

[30] Masclet P, Mouvier G, Nikolaou K. Relative decay index and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons [J]. Atmos. Environ.,1986,20(3)：439-446.

[31] 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]. Atmos. Environ., 1995,29(4)：533-542.

[32] Fraser M P, Cass G R, Simoneit B R T, et al. Air quality model evaluation data for organics. 4. C2-C36non-aromatic hydrocarbons [J]. Environ. Sci. Technol., 1997,31(8)：2356-2367.

[33] Simcik M F, Eisenreich S J, Lioy P J. Source apportionment and source/sink relationships of PAHs in the coastal atmosphere of Chicago and Lake Michigan [J]. Atmos. Environ., 1999,33(30)：5071-5079.

[34] Zhang X, Tao S, Liu W, et al. Source diagnostics of polycyclic aromatic hydrocarbons based on species ratios： a multimedia approach [J]. Environ. Sci. Technol., 2005,39(23)：9109-9114.

[35] 王 震.遼寧地區土壤中多環芳烴的污染特征,來源及致癌風險[D].大連：大連理工大學, 2007.

[36] 韓志剛,楊玉盛,楊紅玉,等.福州市農業土壤多環芳烴的含量,來源及生態風險 [J]. 亞熱帶資源與環境學報, 2008,3(2)：34-41.

[37] Yu X Z, Gao Y, Wu S C, et al. Distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons in soils at Guiyu area of China, affected by recycling of electronic waste using primitive technologies [J].Chemosphere, 2006,65(9)：1500-1509.

[38] Agarwal T. Concentration level, pattern and toxic potential of PAHs in traffic soil of Delhi, India [J]. J. Hazard. Mater.,2009,171(1)：894-900.

[39] Hassanin A, Breivik K, Meijer S N, et al. PBDEs in European background soils： levels and factors controlling their distribution[J]. Environ. Sci. Technol., 2004,38(3)：738-745.

[40] Douben P E T, Wiley J. PAHs： an ecotoxicological perspective[M]. Wiley New York, 2003.

[41] Witt G. Polycyclic aromatic hydrocarbons in water and sediment of the Baltic Sea [J]. Mar. Pollut. Bull., 1995,31(4)：237-248.