多年凍土區土壤多環芳烴污染研究進展

陸 妍，喻文兵，張天祺，劉偉博，邱凱馳

（1.中國科學院西北生態環境資源研究院凍土工程國家重點實驗室，甘肅 蘭州 730000；2.重慶交通大學土木工程學院，重慶 400074）

0 引言

多 環 芳 烴（polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）是指一類兩個或兩個以上苯環稠合而成的有機化合物，具有疏水、半揮發和親脂的特性。環境中的PAHs除極少量來源于自然本底外，絕大部分來源于人類活動和能源利用過程［1］。PAHs廣泛分布于各環境介質中（圖1），陸地環境中約90%的PAHs累積其在土壤中［2］。PAHs對人類和動物具有致癌、致畸、致突變作用，并且在環境中持久存在，其危害日益受到關注。PAHs進入土壤后，大部分殘留在土壤中并可能受降水和灌溉等過程驅動向更深部遷移從而影響地下水，或通過食物鏈進入人體，對人類健康和生態環境造成不同程度的危害［3-4］。

圖1 PAHs的循環模式和主要環境過程Fig.1 The cyclic patterns and major environmental processes of PAHs

多年凍土是指溫度在0℃或低于0℃至少連續存在兩年的巖土體［5］。現代多年凍土區約占北半球陸地面積的23.9%和整個南極洲大陸。北半球多年凍土區主要包括歐亞大陸和北美大陸多年凍土區以及南界以南的高山高原多年凍土區，大約70%分布在45° N至67° N之間。中國多年凍土主要分布在東北、西部高山和青藏高原地區，并零星分布在季節凍土區內的一些高山上，分為高緯度多年凍土和高海拔多年凍土兩種。高緯度多年凍土分布介于46°30′N與53°30′N之間；而高海拔多年凍土則主要分布在西部高山及青藏高原，大部分位于北緯35°N以南，最南達27°N左右［6］。多年凍土區具有很強的資源優勢和發展潛力，蘊藏著豐富的水利、石油、礦產、天然氣和森林資源，對人民生活和經濟建設有舉足輕重的影響［7］。近年來，隨著全球寒區經濟的發展，人為活動的加劇，由油品泄漏、垃圾滲濾、污水排放等行為造成的多年凍土區PAHs土壤污染問題日益突顯［8］；加之“全球蒸餾”或“蚱蜢跳”效應下低環芳烴的沉積和氣候變暖背景下持久性有機污染物的重新環境分配［9-11］，土壤PAHs污染正嚴重威脅著多年凍土區的生態環境安全和居民健康。

目前，在人口密度大且經濟發展水平高的非凍土區，關于土壤PAHs污染的報道和研究較為普遍和成熟，已有多篇主題性綜述文章［12-16］介紹研究進展；而有關凍土區土壤PAHs污染研究相對有限，最初始于對有機物泄漏事故的現場調查［17-18］，之后逐漸有學者開始關注多年凍土區土壤中PAHs的分布、來源、遷移規律及其在氣候變化背景下重新釋放至大氣或遷移至地下水的風險［8-9］。多年凍土區土壤多環芳烴污染分布特征和遷移規律研究不僅對評估多年凍土區生態環境風險，防治土壤持久性有機物污染，保障廣大多年凍土居民生命健康安全具有重要意義，也是持久性有機污染物多介質多圈層循環機制探究和全球綜合治理的重要組成部分。本文在總結回顧國內外多年凍土區土壤PAHs污染研究的基礎上，歸納了目前研究的關鍵結論，并對未來可能的調查和研究方向提出了展望，以期為今后凍土區PAHs的研究提供參考。

1 多環芳烴在多年凍土區土壤中的分布特征

土壤是環境中持久性有機污染物的儲庫和中轉站，其中PAHs的濃度水平可以反映出一個地區的污染狀況。目前有關土壤PAHs的文獻報道主要集中在美國國家環境保護局（U.S.Environmental Protection Agency，USEPA）優先控制的16種化合物上［19］（表1）。表2列出了全球部分凍土區土壤中PAHs的污染水平。

表1 16種USEPA優控PAHs的主要理化性質（25℃）Table 1 The main physicochemical properties of the 16 PAHs with controlled priority listed by the USEPA（25℃）

從表2中可以看出，由于地處偏遠，多年凍土區未受明顯人為干擾的土壤中PAHs含量遠低于中低緯度人口密集區域，屬于地球邊遠地區污染水平，可代表地球土壤中PAHs的背景值［39］。在北冰洋沿岸的軍事和工業場所，由于石油泄漏而造成的土壤PAHs污染是阿拉斯加北極地區的一個主要的環境問題。俄羅斯北極Yamal地區近幾十年來受工業發展、油氣開采以及交通運輸的影響日益嚴重，其Beliy島研究站附近土壤中苯并（a）芘含量明顯高于對比樣點，當地苯并（a）芘當量嚴重超過20 ng·g-1的指導值［23］；受采礦活動影響區域的土壤中5環和6環芳烴的存儲量約為（0.14±0.017）t［24］。南極洲土壤中PAHs的研究主要集中在科學考察站附近，該地受垃圾堆放、燃油泄漏和露天燃燒等人為活動影響較大，南極McMurdo站［27］四種PAHs單體萘、苊、二氫苊和熒蒽的含量分別高達27 000、17 800、15 700 μg·g-1和13 300 μg·g-1。

表2 全球部分凍土區土壤中PAHs的污染水平Table 2 Pollution levels of PAHs in soils in parts of permafrost regions

我國的青藏高原平均海拔大于4 000 m，有“世界屋脊”之稱，區域內人煙稀少，幾乎無工業生產活動。根據多項調查研究，青藏高原未受擾動土壤中PAHs的濃度范圍大致為50～770 ng·g-1［42］，遠低于受人類影響較大的農業、工業土壤；其整體污染水平，與南極偏遠地區（34.9～171.0 ng·g-1dw）［43］和加拿 大 山 區（2.03～789.00 ng·g-1dw）［44］相 當。在PAHs組成上，各地情況不同。通常受人為污染的土壤中高分子量（5環或6環）芳烴占比較重，而未擾動自然區域則低分子量芳烴占比較重［21］。

土壤中PAHs的縱向分布是其本身理化性質和原位水文地質條件綜合作用的結果。受活動層凍融循環作用和多年凍土層低滲透性的影響，凍土區土壤中PAHs的縱向分布在遵循疏水性有機污染物在非凍土區土壤中分布規律的基礎上也表現出一定的特殊性。青藏高原工程走廊沿線80 cm深度土壤剖面中PAHs濃度隨著深度的增加而減小，低分子量的2或3環芳烴降低幅度更大，高分子質量PAHs更傾向于停留在10 cm以上的表層［45］；而與通常土壤剖面中PAHs濃度隨著深度的增加而減小的規律不同，俄羅斯北極Yamal-Nenets自治區鉻鐵采礦場及周邊土壤活動層中PAHs含量則隨深度的增大而增加，但2環和3環芳烴在多年凍土層中大幅減少，而5環和6環芳烴則明顯增加［24］；南極Jubany站由土壤表層向下PAHs濃度也表現出升高趨勢，最高值位于活動層和多年凍結層界面略下方，再向下PAHs濃度大幅降低［29］。此外，PAHs在土壤剖面中的分布狀態也與污染程度和累計年限有關，南極洲被燃油污染30年之久場地的地表0～2 cm、2～10 cm深度和10～20 cm深度土壤中PAHs的含量分別為362、8 105 ng·g-1和2 543 ng·g-1［28］；而在北極Yamal地區Beliy島背景區域的地表0～5 cm、5～10 cm深度和10～15 cm深度土壤中PAHs的含量分別為116.89、109.67 ng·g-1和109.65 ng·g-1［23］。

總體而言，多年凍土區土壤中PAHs的空間分布在大的區域尺度上主要受污染源的距離、地理位置、氣候條件等宏觀因素的影響，而在小范圍區域土壤中PAHs的分布則主要受土壤理化性質、PAHs自身分子特性及外界環境等微觀因素的控制。

2 多年凍土區土壤中多環芳烴的來源解析與循環機制

PAHs的成因可分為巖石成因、生物成因和高溫成因3類［46］：與原油及其產品相關的屬于巖石成因，由生物（各類微生物和植物）過程或在海洋沉積物的早期成巖階段產生的屬于生物成因，源于化石燃料或有機質燃燒的屬于高溫成因。PAHs的來源可以分為自然來源和人為來源，自然來源包括生物體（某些藻類、植物和細菌）內合成、森林草原自然起火或火山噴發，人為來源主要包括石油精煉、煤炭氣化液化、煤焦油瀝青生產、焦炭和鋁材生產、居民供暖及汽車尾氣排放等。土壤中自然形成的PAHs含量甚微，絕大多數源于人為排放，受人為活動影響的土壤中PAHs含量比自然地表通常要高兩個數量級以上［47］。

多年凍土區大部分區域未受人為活動干擾；即使在個別由人為活動污染的場地，污染源也較為單一。根據現有報道，北半球高緯度及北極地區的直接排放PAHs的人為活動包括發電廠、采礦、燃油泄漏、垃圾焚燒［22-24］；南極洲地區主要源于科學考察站的生活活動［27-29］；青藏高原則少量來自交通運輸和居民生活所需的生物質燃燒［31，34，48］。此外，高緯度或高海拔的地理位置以及嚴寒的氣候使得凍土區土壤中PAHs一個普遍且最重要的來源是大氣遠距離傳輸（long range atmospheric transport，LRAT）［49］。在大氣遠距離傳輸的過程中，“全球蒸餾效應”或“蚱蜢跳效應”可以使蒸氣壓較高、揮發性更強的低環芳烴通過反復的蒸發和凝結沉積到較冷的偏遠極地地區或高海拔山區［50-52］。挪威西南海岸土壤中PAHs濃度高于其他區域，其主要源于英國和中歐地區的大氣遠距離運輸和當地有效的濕沉降［25］。特征單體比值表明生物質和化石燃料的低溫燃燒是青藏高原PAHs的主要來源［31］；根據反向氣團軌跡模型，謝婷等［36］推斷冬季青藏高原中部與北部的污染主要受西風帶影響，夏季高原中部位點的污染物主要源自印度次大陸，而北部位點還受到中國內陸省份的影響。該規律在青藏高原冰川和雪冰中也得到了印證［53］。根據PAHs的組成特點，珠穆朗瑪峰地區土壤中的污染主要源于是中亞及印度北部等人類活動頻繁地區的家庭燃燒和汽車尾氣排放，而冬季盛行的西風是污染物遠距離遷移至此的主要貢獻者［39］。并且在越偏遠的地區由大氣傳輸而來的PAHs比重越大，在南極菲爾德斯半島地區，大氣傳輸是PAHs來源的主要途徑［30］；而在我國大興安嶺多年凍土區土壤中PAHs的來源以高溫燃燒源和石油污染源為主，大氣遠距離傳輸外來源為少量［41］。雖然目前關于重分子量有機化合物在多年凍土中的報道有限，但仍然不能排除多年凍土中PAHs是來自古沉積物的可能。Pastukhov等［26］在歐洲東北部多年凍土區南緣的低溫泥炭高原土壤中檢測出了大量的重質PAHs，其主要源于有機質的低溫生物積累。在某些區域，土壤中的PAHs可能主要來自生物或自然過程［54］，其在土壤剖面中的組成分布是一個古氣候標志［55］，可以反映當地的古植被階段和泥炭形成歷史。

作為一種持久性有機污染物［9］，PAHs在自然環境中的循環涉及多個圈層和介質，并與水循環和碳循環相互關聯耦合。大氣是影響環境中PAHs遷移轉化的重要介質，沉降行為是PAHs脫離大氣進入土壤和水體的重要途徑，影響著PAHs在大氣、土壤、水和沉積物等介質之間的源匯轉化。PAHs進入土壤后大部分殘留在土壤中，通過擴散和遷移等過程降低其濃度；可能受降水和灌溉等過程影響向更深部滲透從而影響到地下水，也可能重新揮發進入大氣環境，對大氣形成二次污染；同時，PAHs的強親脂性使其易被植物或哺乳動物的胃腸道吸收，通過食物鏈進入人體，對人類健康造成致癌、致畸和致突變的危害。此外，許多研究表明生物降解是土壤中PAHs去除的主要機制，普聿等［56］研究了在低溫凍融環境下，固定化混合菌對菲（Phe）和苯并芘熒恩（BbF）污染土壤的生物強化修復作用，從耐冷微生物修復環境污染的角度為寒區PAHs污染土壤修復提供了理論基礎。

3 多年凍土區土壤中多環芳烴的垂向遷移研究

富集在土壤中的PAHs會經歷復雜的環境地球化學過程，主要包括揮發、吸附、淋濾、降解以及在土壤和其他環境介質之間的遷移轉化等［57］。由于PAHs的疏水性和持久性，遷移是其主要的地球化學過程，而吸附則是控制土壤中PAHs遷移轉化的主要作用［58］。土壤對PAHs的吸附受其中礦物組分和有機質的共同作用。當土壤中存在一定含量的有機質時，礦物組分對有機污染物的吸附起次要作用，以物理吸附為主［59］。

由于土壤體系的復雜性，目前對PAHs在土壤中的遷移研究尚屬于探索階段，一些學者從土壤理化性質（顆粒組分、有機質含量、有機質組成及pH值）、PAHs特性以及外界環境等因素出發，對非凍土區PAHs的吸附行為、影響因素和分布特征進行了大量研究［60-63］。主要的結論可歸納為以下6點：（1）PAHs在土壤剖面中的含量總體隨著深度的增加而降低，其峰值一般位于表層或次表層；（2）由于自身特性，而相比于高分子量，低分子量的PAHs在土壤中的縱向遷移能力更強；（3）PAHs會優先富集在有機碳和黏粒含量較高的土壤中，且高分子量的PAHs受有機碳截留的程度更高，有機質層可以通過控制PAHs在土壤剖面中淋濾而阻擋其垂向遷移；（4）低濃度的溶解性有機質（dissolved organic matters，DOM）由于累計吸附和共吸附作用對PAHs的遷移起抑制作用，而濃度達到一定程度時，將使PAHs的遷移速率加快［64］；（5）土壤pH的改變將通過影響DOM所帶電荷的電性而影響PAHs的遷移速率，pH值增加能增強低環芳烴的遷移淋濾能力，pH值降低則更能促進高分子質量PAHs的垂向遷移［65］。（6）土壤溫度可以通過影響PAHs土壤溶液和孔隙水中的擴散和溶解度而改變其吸附系數，從而影響PAHs在土壤中的遷移擴散通量［66-67］。這些認識可為凍土區土壤中PAHs的遷移機制研究提供思路和參考。

目前關于凍土區土壤中PAHs遷移規律的研究還基本處于空白，僅有部分污染調查研究對PAHs在活動層和多年凍土層中的分布狀況進行了解釋性分析［23-24，26，29］。活動層的凍融循環作用和多年凍土層的存在是高寒地區影響PAHs在土壤中遷移和分布的獨特因素，下面將對這些進行著重討論。

3.1 凍融循環作用對PAHs環境行為的影響

PAHs在經受凍融循環作用的土層中的遷移規律決定了區域土壤、地下水及水體沉積物中的污染特征。以往的研究表明土壤在凍融循環過程中，水熱條件的周期性變化會影響其物理化學及生物學性質，主要表現為：導致土壤孔隙度增加，容重隨之降低；使土壤大團聚體破碎成小團聚體，細顆粒物表現出向中等大小顆粒物聚集的趨勢；增強土壤硝化作用，促進溶解性有機酸的釋放，導致土壤pH值降低；使有機碳不同程度地暴露和釋放，加快土壤有機碳礦化速率，導致有機碳組分的固定與活化產生分異［68-70］。如前分析，這些影響都與PAHs在土壤中的遷移和賦存狀態密切相關。劉紅［71］通過試驗分析研究發現凍融作用會使溶解性有機質與PAHs表觀結合常數的增大，提高PAHs在環境中的流動性的同時降低其生物利用度。有證據表明，土壤在經歷凍融循環和自然老化以后，PAHs的提取效率會發生明顯改變［72-74］。此時DOM與PAHs能夠發生非共價結合作用，從而控制其在環境中的行為。安顯金和李維［75］利用室內試驗模擬了凍融循環和長期放置兩種環境下土壤中菲和芘的解吸過程，結果表明，與自然放置相比，凍融條件下的解吸作用更弱。這與Yu等［76］所得出的凍融作用可增強溶解性有機碳吸附性的結論一致。

在土壤凍融循環過程中，土壤水分運移的方向將出現周期性變化。PAHs在土壤中主要與土壤有機質相結合。因此，攜帶著PAHs的溶解性有機碳隨著土壤水分遷移及在固相中的再分配可能是凍融過程中PAHs在土壤中遷移的重要途徑之一。已有凍融試驗發現，以腐質泥炭［77］、沙和黏土［78］為材料的凍結鋒面處，未凍部分的有機污染濃度較高。Barnes等［79］認為這是由于結晶冰的形成或冰的膨脹而使烴類物質從孔隙中移動而導致的。除了重力作用下的向下遷移，在凍結期，凍結吸力可能使活動層底部累積的PAHs向地表遷移；在季節融化期，高水位和厭氧條件也容易把疏水性的低密度有機顆粒重新沖出。此外，積雪融化和夏季降水作用下多孔土壤的快速排水將造成土壤剖面中PAHs濃度很大的年際變化［24］。

土壤在凍融循環作用下，細小的顆粒會移動到深部，而較大顆粒會在上層累積，即凍融分選作用［80］。由于較強的疏水性，PAHs對粒徑較小、吸附表面積大且有機質含量高的的黏土和淤泥具有較強的吸附作用［81］。因此，凍融循環作用有利于PAHs的向下遷移，目前已有的調查結果也表明受凍融循環土壤剖面中PAHs的遷移機制涉及細顆粒的運動；但這是一個十分緩慢的過程，在活動層土壤受PAHs污染的整個過程中，細顆粒的機械遷移對PAHs在土層中的垂向遷移量貢獻有限［24］。此外，在黏土和淤泥含量較少但顆粒較大的土壤中，PAHs的代謝程度更大［82］。因此，寒區土壤中細顆粒含量及其在土壤基質中的動力學是決定PAHs在凍土區分布和遷移的關鍵因素。

3.2 多年凍土層對污染物遷移的阻礙作用

凍土或其他凍結態物質被普遍認為是地表和下墊層之間物質傳輸的有效屏障，尤其是含水率較低的礦物質層，其攔截效果更為明顯［83-85］。盡管未凍水中的污染物依然可以通過孔隙擴散到多年凍土中，但對于疏水性的PAHs依然是有效的屏障。Curtosi等［29］研究發現南極尤巴尼站由土壤表層向下PAHs濃度升高，最高值位于活動層和多年凍結層界面略下方，再向下PAHs濃度大幅降低，表明凍土對于PAHs的遷移具有低滲透屏障作用。在大興安嶺凍土區，PAHs濃度的峰值出現在土壤表層或次表層以及融凍交界層［41］，同樣說明凍土的低滲透性可以有效截留PAHs，阻止PAHs對地下水及深層土壤的污染。

但在某些作用機制（毛細作用下向上擴散、由濃度梯度和溫度梯度引起的擴散和熱擴散、平流、吸附及少冰區的滲透）下，物質運輸在凍土中依然有可能實現［86］，在活動層與多年凍土邊界處也可能存在化學反應［87］。已有研究表明，多年凍土不是非水相液體（nonaqueous phase liquid，NAPL）污染垂直遷移的有效屏障。Biggar等［17］在加拿大埃爾斯米爾島空軍基地燃油泄漏場地的活動層向下1.5 m處發現了非液態的石油烴類物質。阿拉斯加巴羅小鎮伊米克普克湖（Imikpuk Lake）東北岸連續多年凍土帶的活動層厚度約為0.5～2.0 m，而1995年在深度超過3.0 m的地方發現了自由烴類化合物，該物質由20世紀70至80年代地表燃油泄漏污染遷移至此［88］。Andersland等［89］將此歸因為液體對冰的侵蝕和非飽和凍土中的冰裂隙，即污染物在重力作用下以未凍水為介質通過凍結物質中相互連接的空隙擴散至多年凍土層。

圖3 PAHs在多年凍土區土壤剖面中的遷移過程Fig.3 Migration of PAHs in soil profiles in permafrost regions

綜上所述，受凍融作用對土壤理化性質和水分控制的影響，PAHs在活動層剖面的遷移過程受水分重力、空隙毛細力和凍結吸力以及細顆粒土壤位移多種非一致方向作用力的綜合影響，其作用機制更為復雜，因此各地土壤剖面中PAHs的分布特征因當地氣候、土質、水文和污染源等狀況而各異，相對貢獻的量化還需要更為細致的實驗設計和實地調查加以確定。但根據目前關于多年凍土區土壤剖面中PAHs污染分布有限的調查文獻報道可以肯定，與非凍土區土壤剖面中的遷移過程相比，PAHs在多年凍土區活動層中的垂向流動性更強，尤其是高質量的PAHs，其含量在多地表現出隨著土壤深度的增加而升高的趨勢。此外，多年凍土的低滲透性也使得剖面中PAHs的濃度峰值普遍出現在多年凍土層略下方。

4 多年凍土區土壤中PAHs的風險評價

攝入和暴露是PAHs主要的風險源。因此，對環境中PAHs的暴露風險進行評估和預警對于保護人體健康具有重要意義。風險評價包括生態風險評價和健康風險評價，目前土壤中使用最廣泛的PAHs風險評價方法是毒性當量因子法（Toxic Equivalency Factors，TEFs）和終生致癌風險法（Incremental Lifetime Cancer Risk，ILCR）［14］。

由于多年凍土區地處偏遠，人跡罕至，除了個別曾發生污染事故的區域，PAHs含量普遍很低，暫時未見有致癌健康風險的報道［90］。但是在人為排放量增加以及氣候變暖的背景下，存在潛在的生態風險。已有學者分別對PAHs在南極洲的苔蘚-魚-企鵝［91］、青藏高原草場的大氣-牧草-牦牛［92］和納木錯湖的浮游生物-無脊椎動物-魚［93］3種食物鏈中的富集過程進行了研究，均發現了PAHs的生物放大性，其毒性將對當地的生物群落構成了威脅。地氣間的交換狀態表明，青藏高原土壤是高分子質量PAHs的“匯”；但由于有機碳含量低，也是易揮發的低分子質量PAHs的潛在“二次源”［92］。此外，多年凍土區極低的溫度、光照不足和一年中大部分時間的積雪可能會抑制土壤中的光化學和微生物反應而阻礙PAHs的降解，使其降解速度明顯慢于自然降解和生物修復水平［94］；加之在黑暗季節之后，較高的PAHs濃度可能會形成氧和硝基PAHs，其毒性/致癌性甚至高于PAHs原化合物；這將顯著增大凍土區土壤中PAHs的累積速度和毒性［95］。

在全球變暖的背景下，冰川融化被認為是持久性有機污染物的次要來源，多年凍土退化也是冰凍圈演變的一個重要過程［96］。多年凍土的融化將對其中PAHs的運移和歸宿產生 深 遠 影響［10-11，97-98］。如前所述，多年凍土由于其低滲透性，對當地的土壤污染可以起到有效的隔離和穩定作用，而多年凍土退化和泥炭的侵蝕可能增加周邊海域、湖泊和河流沉積物中PAHs的殘留量［99-100］。此外，活動層增厚也會通過提高有機碳的活性而影響與有機污染物相關的生物化學循環過程，從而擴大多年凍土區土壤中PAHs的遷移范圍，對生態系統產生不利影響［8，101］。積雪融化是多年凍土區的主要水文事件，寒區土壤中的PAHs可能通過融雪徑流遷移至水體或沉積物中，造成更大范圍的污染［102］。

5 總結和展望

PAHs作為一種廣泛存在于環境介質中的持久性有機污染物，研究其在多年凍土區土壤中分布特征和遷移規律對評估多年凍土區生態環境風險，防治土壤持久性有機物污染，保障廣大多年凍土區居民生命健康安全具有重要意義。本文通過回顧國內外凍土區土壤中PAHs污染的相關研究可以看出，目前凍土區土壤PAHs污染研究還是大量集中于表層土壤中的污染分布調查和來源解析；對于深層土壤的研究十分有限，關于PAHs在活動層和多年凍土層中的遷移機制的研究，僅限于對PAHs在土壤剖面中分布狀況的解釋性分析，凍融作用對PAHs在土壤中的遷移、轉化和歸宿的影響機制還不清楚。針對現有研究存在的問題和不足，對今后多年凍土區土壤PAHs污染研究提出以下展望：

（1）高緯度、高海拔多年凍土區土壤中PAHs的污染組分檢測和來源解析將會受到持續關注，明晰PAHs的遠距離大氣輸送軌跡還需要更多地區的實地調查資料，先進便捷的原位檢測儀器在土壤PAHs污染調查中有待開發和應用。

（2）解析環境介質中PAHs的來源對研究PAHs的運移軌跡和污染防治具有重要意義。在污染程度低且污染源相對簡單的凍土區，簡便的特征比值法、主成分分析法和正定矩陣因子分解法經常被結合使用；但隨著研究的深入，可信度更高的特定化合物同位素比值法將會逐漸被廣泛使用。

（3）多年凍土中PAHs污染儲量的估算將有助于評價氣候變化背景下寒區環境的污染風險，為實現對PAHs及其類似污染物在正退化中的多年凍土中的動態監測，活動層原位水熱監測和同位素示蹤在以后的工作中應該和PAHs污染調查同步開展。

（4）目前土壤中PAHs遷移轉化過程的研究還處于起步階段，未來一段時期，研究內容將會集中在遷移轉化機理與污染治理技術兩方面，針對淋溶驅動下PAHs在經受凍融循環土壤中的遷移模擬模型亟待研究開發，通過微生物技術修復寒區PAHs污染土壤的研究將蓬勃發展。

（5）多年凍土區土壤污染問題的深入研究需要緊密聯系多圈層、多界面、多介質、多要素以及多目標污染物而開展，隨著多年凍土區資源的開發和氣候變暖，在更大的區域尺度和更長的時間尺度上對多年凍土源匯角色轉變、PAHs跨區域傳輸途徑以及遷移通量估算的研究將持續開展。