農業土壤中鄰苯二甲酸酯分布特征及影響因素綜述

史陳雪,武倩倩,劉泉利,趙 健,周俊麗,任加國,劉 玥① (.山東科技大學地球科學與工程學院,山東 青島 6650;.中國環境科學研究院,北京 000)

近幾十年來,農膜由于具有保持溫度、增加產量、提高作物品質和成本低等特點,已在農業生產活動中得到廣泛應用。鄰苯二甲酸酯(phthalic acid esters,PAEs)又稱為酞酸酯,是最常見的塑化劑,主要作為增塑劑被廣泛應用于農膜生產中,是一種具有“致癌、致畸、致突”作用的環境污染物[1],具有一定的內分泌干擾作用[2]。為了使農膜具有良好的強度及韌性,常對其添加超過40%的增塑劑,PAEs也可用作農藥和化肥助劑[3]。PAEs與農膜聚合物高分子碳鏈以氫鍵或者范德華力結合,在使用過程中PAEs很容易被釋放到環境中[4-7]。由于大多數農膜易碎,難回收,難降解,PAEs輸入量遠大于土壤自身的降解量,導致土壤中PAEs污染水平較高。同時,有研究[8]發現,農膜在機械翻耕、紫外線輻射和生物降解等共同作用下可逐漸分解成微塑料,直接對土壤環境造成物理污染,從而影響土壤容重、微生物群落、土壤動植物等理化和生物學性質[9-10]。PAEs易于與其他污染物一起形成復合污染,可作為污染物質的遷移載體,能夠富集金屬離子,增強污染物對生物體的毒性效應[11]。

在目前所研究的持久性污染物中,PAEs被認為是在土壤中殘留最多的有機污染物[12]。農業土壤既是污染物的“匯”,又是污染物的“源”。PAEs污染不僅導致土壤微生物群落功能多樣性下降,對土壤質量造成影響[13],還會阻斷細胞分裂,影響植物光合作用,導致作物減產和品質下降。更為嚴重的是,PAEs在生物系統中具有一定的生物累積效應,并通過污染食物鏈對人體造成潛在危害[14]。部分PAEs類化合物會造成生物體內分泌系統功能性紊亂[15],對生態系統和人體健康構成嚴重威脅。因此,農業土壤中PAEs污染受到越來越多的關注。1977年,美國國家環境保護局將鄰苯二甲酸二(2-乙基己基)酯〔dis(2-ethylhexyl) phthalate, DEHP〕、鄰苯二甲酸丁芐酯(butyl benzyl phthalate, BBP)、鄰苯二甲酸二丁酯(dibutyl phthalate, DBP)、鄰苯二甲酸二正辛酯(di-n-octylo-phthalate, DOP)、鄰苯二甲酸二乙酯(diethyl phthalate, DEP)和鄰苯二甲酸二甲酯(dimethyl phthalate, DMP)6種PAEs列為優先控制環境污染物[16]。在我國,DMP、DBP和DOP也已被列入優先控制污染物黑名單[17]。

針對我國農業土壤中PAEs的污染特征已有較多研究,不同地區、不同土地利用類型土壤中PAEs污染特征差異很大。該文在文獻調研的基礎上,分析總結了PAEs在我國農業土壤中的分布特征,剖析了典型地區農業土壤PAEs含量與農膜使用量、土地利用類型之間的響應關系,以期為PAEs污染物的輸入控制和綜合治理提供一定的理論依據。

1 數據來源

選用中國知網(China national knowledge infrastructure, CNKI)數據庫和Web of Science(WOS)核心合集數據庫作為核心數據源,時間范圍選定為2000—2022年。在CNKI中,以鄰苯二甲酸酯、土壤、作物為主題詞進行檢索,檢索式分別設置為TKA =“鄰苯二甲酸酯”and TKA = “土壤”、TKA = “鄰苯二甲酸酯” and TKA = (“水稻”+“小麥”+“玉米”+“棉花”+“蔬菜”+“花生”+“白菜”+“辣椒”+“黃瓜”+“水果”);在WOS核心合集數據庫中,檢索式設置為TS=(phthalic acid esters) and TS=(soil)、TS=(phthalic acid esters)and TS=(rice or wheat or corn or cotton or vegetables or peanuts or cabbage or pepper or cucumber or fruit)。在人為剔除重復文獻、會議論文及不符合農業土壤主題的情況下,共篩選出197篇文獻,近20年CNKI和WOS發文情況見圖1。

圖1 近20年CNKI和WOS發文情況Fig.1 Related publications in CNKI and WOS in the past 20 years

所篩選的文獻中有關土壤PAEs的重要分析方法包括氣相色譜法(gas chromatography, GC)、氣相色譜-質譜法(gas chromatography-mass spectrometry, GC-MS)、氣相色譜-串聯質譜法(gas chromatography-tandem mass spectrometry, GC-MS/MS)等。雖然不同檢測方法檢出限有所差別,但回收率基本在70%～120%之間,相對標準偏差小于15%,滿足方法準確度和精密度要求[18]。

2 農業土壤PAEs污染分布

2.1 區域濃度分布特征

由于PAEs的污染來源與種植方式和農業投入品密切相關,國內學者圍繞農業資源環境分區、土壤利用作物類型和種植方式等因素對我國農業土壤中PAEs濃度進行大量調查和研究,主要城市和區域包括華北地區(如北京、天津、黃淮海)、西北地區(如新疆、甘肅、寧夏)、東北地區(如黑龍江、遼寧)、東部地區(如山東、江蘇、浙江、長江三角洲)、南方地區(如廣州、中山、惠州、珠江三角洲),主要的農業土壤類型包括蔬菜生產基地土壤、灌區土壤、溫室土壤、覆膜耕地、瓜田土壤和棉田土壤等。因此,PAEs的污染分布特征具有較強的地域性[19-21]。通過文獻調研得到不同城市和區域農業土壤中PAEs統計數據(表1[14,22-54])。23種PAEs中英文對照見表2。

表1 我國農業土壤中PAEs污染水平[14,22-54]Table 1 PAEs pollution level in agricultural soils in China μg·kg-1

表2 23種鄰苯二甲酸酯(PAEs)中英文對照Table 2 List of 23 phthalic acid esters (PAEs) in Chinese and English

由于我國幅員遼闊,在不同的區域、省份和城市農業土壤中PAEs濃度存在較大變化,即使是同一個城市也存在差異(表1),如北京市農業土壤中∑PAEs幾何平均值為2 142.4 μg·kg-1,菜地土壤中∑16PAEs平均濃度為990.0 μg·kg-1,農田土壤中PAEs總濃度達5 100.0 μg·kg-1;新疆瓜田及棉田土壤中∑PAEs幾何平均值為501.5 μg·kg-1,新疆五家渠覆膜棉田土壤中PAEs平均值為2 770.0 μg·kg-1,新疆瓜田土壤中∑11PAEs總含量在57.3～3 272.7 μg·kg-1之間,平均值和中位值分別為253.1和86.4 μg·kg-1,區域土壤PAEs污染較輕;山東作為農作物生產大省,其農業土壤中PAEs濃度幾何平均值達4 865.4 μg·kg-1,最高∑PAEs出現在山東青島的覆膜土壤,平均濃度為29 475.0 μg·kg-1,為DMP、DEP、DBP和DEHP這4種PAEs濃度之和。在檢出不同類型PAEs單體的研究中,∑16PAEs平均濃度范圍為903.0～5 120.0 μg·kg-1,最高濃度為寧夏銀川蔬菜生產基地土壤;∑6PAEs(6種優控PAEs單體)平均濃度范圍為111.0～21 040.0 μg·kg-1,最高濃度為廣州和深圳的蔬菜生產基地土壤。

在所檢索的有關農業土壤的研究中,檢出的PAEs單體化合物種類、檢出率與研究場地密切相關。大量研究發現DMP、DEP、DBP和DEHP為主要檢出的PAEs單體化合物,而DHXP、DCHP、DPhP和DNP等檢測濃度低于檢出限。DBP和DEHP是我國農業土壤中最常檢出且濃度最高的兩種PAEs單體化合物,雖然DMP和DiBP也常被檢測到,但是它們的濃度均低于DBP和DEHP[22]。在我國大部分區域,針對同一研究場地,農業土壤樣品中DEHP濃度普遍比DBP濃度高[23-29],但是也存在部分區域農業土壤樣品中DBP濃度比DEHP濃度高的情況[30-33]。與其他PAEs單體化合物相比,DMP、DEP、BBP和DOP等濃度普遍較低,僅占PAEs總濃度的15%[34]。如表1所示,有關不同城市和區域DBP和DEHP濃度的研究結果表明我國農業土壤中PAEs污染分布呈現區域性差異。DEHP平均濃度較高的4個省(市)分別為山東(19 960.0 μg·kg-1)、廣東(10 998.0 μg·kg-1)、黑龍江(1 999.2 μg·kg-1)和北京(1 830.0 μg·kg-1),而DBP平均濃度較高的省(區、市)分別為山東、廣東、寧夏和北京。對于其他地區,大部分研究場地DEHP平均濃度低于1 000 μg·kg-1,DBP平均濃度低于600 μg·kg-1。區域性差異可能源于城市化水平、農膜的使用、農藥和肥料的使用、污水灌溉和農業廢物堆積等[8,55-56]。

與我國大部分區域農業土壤中PAEs平均濃度相比,國外農業土壤中PAEs濃度普遍偏低,且與我國一樣,以DBP和DEHP為主。其中,丹麥農田表層土壤中PAEs濃度范圍為14～2 500 μg·kg-1,DBP平均濃度為1 100 μg·kg-1,DEHP平均濃度為3 900 μg·kg-1[57]。荷蘭農田表層土壤中DBP濃度中位值為6 μg·kg-1,DEHP平均濃度為32 μg·kg-1[58]。在英國農田表層土壤中檢出PAEs濃度范圍為42～99 μg·kg-1,DBP平均濃度為0.8 μg·kg-1,DEHP平均濃度為49 μg·kg-1,此濃度大小與歐洲大部分地區相近且遠低于我國[59]。

2.2 不同深度PAEs分布特征

有關農業土壤中PAEs橫向分布的研究已有很多,針對農業土壤中PAEs縱向分布的研究還較少。PAEs縱向分布主要體現在農業土壤剖面的分布存在差異。

大量研究表明PAEs在土壤表層0～5或0～20 cm中富集,也有部分研究表明PAEs在土壤深度20～40 cm中有檢出,并且PAEs總濃度隨著土壤深度的增加有減少趨勢,在40 cm以下幾乎沒有發現PAEs[60]。這是由于PAEs是一類非極性—中等極性的物質,具有較高的正辛醇-水分配系數(KOW),對土壤具有較強的親和力,能被土壤顆粒所吸附,易在土壤環境中累積[20]。如王鵬杰[61]針對東北黑土地區設施菜地土壤的研究表明,在0～20 cm淺層土壤中檢出15種PAEs,而在>20～40 cm土壤樣品中檢出5種PAEs,在>40～60 cm土壤樣品中僅檢出1種PAEs。TAN等[62]在華北平原污灌區發現0～100 cm土壤樣品中14種PAEs總濃度隨著土壤深度的增加而逐漸減小。

牛彥瓊[63]針對環境介質中PAEs的分析測定及風險評價研究發現河北省石家莊污灌區0～60 cm土壤樣品中DMP、DBP和DOP濃度隨著深度增加而減少,而在淺層(0～20 cm)土壤樣品中DEP濃度呈現先增加后減少的規律,且自40 cm以下土壤層開始,DMP檢出率明顯降低,至60 cm以下已鮮有檢出。

同時,在不同的土壤層,不同種類PAEs表現出不同的分布狀況,這與不同種類PAEs理化性質、土壤理化性質和環境條件有關,它們會影響PAEs在不同土壤層中的吸附/脫附過程和土壤中PAEs的滲出過程[57]。比如HE等[60]指出DEP僅在0～40 cm土壤中檢出,而DBP在更深層土壤中仍有檢出,這種分布差異表明與DBP相比DEP更易在淺層土壤中降解,污灌區土壤PAEs分布檢測結果也呈現類似規律[63]。這是由于DBP屬于鄰苯二甲酸酯類化合物中的中等水溶性物質,其碳鏈長度增加,在自然條件下降解能力較弱,較易吸附在土壤中[64],并隨雨水滲透等作用在深層土壤仍有殘留。而DEP水溶性好于DBP,有一定的自然降解能力,DEP有伴隨灌溉用水向深層土壤遷移的能力,因而在表層土以下會有一定程度的累積,然而灌溉水不會滲入40 cm以下,使得DEP在40 cm以下土層難以檢出。同時,研究發現不同種類PAEs的降解過程與農業土壤層中氧含量也存在相關性:在淺層土壤有氧狀態下,DEP、DPP、DBP、DPhP和BBP易于降解,而DEHP難以降解;在深層土壤厭氧狀態下,DBP、DPhP和BBP易于降解,而DEP和DEHP難以降解[65]。

3 農業土壤PAEs分布影響因素分析

農業土壤PAEs污染分布受多種因素影響,如農膜使用量、作物種植類型和農業活動等。

3.1 農膜使用量

農膜由于其土壤增溫保水效應在我國農業中發揮了重要作用[66]。國家統計局的數據顯示,2010年以來,全國農用薄膜年使用量均達到200萬t以上(圖2)。但農膜的使用也會給土壤帶來負面影響,農膜中PAEs的釋放是造成我國農業土壤大面積污染的重要原因[60]。 KONG等[38]研究發現,覆膜農業土壤中PAEs濃度比未覆膜土壤高74%,李海峰[67]研究發現吐魯番設施葡萄土壤中DiBP、DBP和DEHP 3種主要PAEs化合物含量顯著高于露地葡萄土壤,覆膜栽培與不覆膜栽培模式導致土壤PAEs含量差異顯著。貴州多年覆膜煙田土壤中PAEs含量為2 870 μg·kg-1,顯著高于未覆蓋地膜土壤(1 660 μg·kg-1)[68]。地膜覆蓋農田和菜地土壤中PAEs含量分別比露天土壤高73.6%和208%[38]。不同區域的不同種植模式導致PAEs濃度差異較大,如山東是中國的主要農業種植區,溫室蔬菜種植歷史較長,地膜使用廣泛,導致PAEs污染加劇。

圖2 2000—2020年我國農膜使用量及地膜覆蓋面積Fig.2 The amount of agricultural film and area covered by plastic from 2000 to 2020

研究表明,隨著覆膜年限的增加,農業土壤PAEs含量增多[45],但土壤中PAEs含量并非呈現線性增長態勢。這主要是因為不同覆膜年限土壤中PAEs含量變化受諸多因素的影響:一方面,隨著農膜的使用PAEs在土壤中累積;另一方面,土壤中PAEs可以通過生物作用降解,也可能與土壤吸附PAEs趨于飽和有關。陳玉玉等[23]對甘肅省不同種植年限(5～6、14～16和20～25 a)的溫室土壤中PAEs的測定發現,覆膜種植14～16 a土壤中PAEs含量最高,且顯著高于其他種植年限土壤;易鴛鴦等[41]在新疆地區選擇覆膜5、10、15、20、25、30、35和40 a 8塊不同覆膜年限棉田土壤樣品,發現覆膜5 a棉田土壤PAEs總量最高,顯著高于其他各覆膜年限棉田;在前期,PAEs含量累積非常明顯,之后稍微下降,變化比較平穩[22,41]。

其次,農膜類型、農膜使用方式及顏色等均會對農業土壤中PAEs分布產生影響。目前,常使用的農膜類型為聚乙烯膜、聚氯乙烯膜和乙烯-醋酸乙烯聚物膜等。不同類型農膜PAEs濃度差異較大,聚氯乙烯膜和茂金屬聚乙烯棚膜中PAEs含量最高,乙烯-醋酸乙烯聚物膜、聚烯烴棚膜中PAEs總含量相對較低[69];不同地膜樣品中PAEs添加總量在6 600～16 630 μg·kg-1之間,農膜中PAEs以DEHP為主,其次是DBP和DiBP。生物降解地膜中∑6PAEs含量(32 500 μg·kg-1)顯著高于聚乙烯地膜(13 400 μg·kg-1)[70]。WANG等[71]研究發現,機械拉伸會導致農膜中PAEs含量增加,生物降解膜中PAEs含量增加34%～38%,氧化-生物降解膜中PAEs含量增加112%～120%。長期使用黑色農膜覆蓋的土壤中PAEs含量更高,研究者推測這可能是由于黑色農膜更易吸熱,從而使農膜溫度升高,加速PAEs的釋放[72]。

HU等[73]檢測了中國部分地區農業土壤中PAEs含量發現,PAEs含量高低與農膜使用量有很大關系。陳永山等[72]調查表明,在浙江杭州地區,設施菜地土壤中DEHP濃度與當地農膜特別是地膜消耗量之間存在顯著相關性。筆者通過對比農膜使用量與農業土壤中殘留PAEs濃度發現,農膜使用量均值較高的山東、新疆和甘肅等省份,其農業土壤中殘留的PAEs濃度也較高(圖3)。比如,山東省是我國的農業大省,在其蔬菜種植區,農膜使用量年均值達到31.67萬t[74](2010—2014年平均值),其農業土壤中PAEs濃度為453～35 442 μg·kg-1。新疆具有悠久的覆膜種植棉花的歷史,其農膜使用量年均值為26.4萬t,農業土壤中PAEs濃度達到57.3～1 532 987 μg·kg-1。

圖3 各地區農膜使用量及土壤中PAEs濃度變化范圍Fig.3 Range of plastic film mulching usage and PAEs concentrations in soils in each region

農膜本身含有的有害物質,在一定條件下會釋放到土壤中;同時,研究[8]發現,農膜在機械翻耕、紫外線輻射和生物降解等共同作用下會逐漸分解成微塑料,微塑料中所含有害物質,如鄰苯二甲酸鹽類在紫外線輻射、溫度、氧含量、土壤酸堿性及可溶性有機質含量的影響下,通過淋溶作用進入土壤[75]。我國大部分農田土壤均有微塑料檢出[76],且各省份農田土壤微塑料豐度在空間上呈現較大差異。ZHANG等[8]研究發現西北和黃土高原地區土壤塑料殘膜量達71.9～259.1 kg·hm-2,陳榮龍等[77]研究表明關中地區0～30 cm土層微塑料檢出豐度為100～1.8×103個·kg-1。陜西多種種植方式農田中微塑料豐度為1 430～3 410個·kg-1[78],湖北武漢菜地微塑料豐度則高達2.2×104～6.9×105個·kg-1[79]。王志超等[80]研究發現,隨著覆膜年限的增加,土壤中微塑料平均含量顯著增加。

3.2 土地利用類型

土壤中PAEs含量與土地利用類型也具有相關性[24]。作物對PAEs的吸收、累積和分配具有顯著差異性,土壤環境對PAEs在植物體內的積累分配也具有重要影響。李彬等[49]比較不同種植類型土壤中PAEs發現,污染程度從高到低依次為菜地、果園地和稻田。楊國義等[48]測定了廣東省不同土地利用類型中PAEs含量,結果表明各種土地利用類型中∑PAEs含量由大到小依次為菜地、甘蔗地和果園地。趙勝利等[56]研究表明珠江三角洲地區菜園土壤中16種PAEs含量比果園高37%。ZHOU等[35]研究發現菜地土壤中總PAEs平均污染程度高于作物土壤。上述研究均表明,菜地土壤中總PAEs的平均污染程度高于作物土壤。

筆者對比了不同蔬菜中不同種類PAEs濃度,結果見表3。葉菜類中生菜PAEs總含量最高,白菜中PAEs含量最低,葉菜中DEHP濃度最高,6種優控污染物在生菜中均有檢出。瓜果類中蒲瓜PAEs總含量最高,辣椒中PAEs含量最低,瓜果中DBP濃度最高[81]。蔬菜不同的生長時期、土壤環境條件和氣候條件等也都會影響蔬菜中PAEs濃度。

表3 不同作物類型土壤中PAEs濃度Table 3 PAEs concentrations in soils with different crop types mg·kg-1

3.3 其他影響因素

農業土壤中PAEs含量因周圍環境、農業活動及各地區產業結構的差異而有所不同[82]。由于農田及蔬菜種植基地往往地處城鄉結合部,受城市化、工業化及農業現代化影響很大,塑料、皮革、油漆、合成纖維以及潤滑油等工業企業,會產生大量廢棄塑料制品,這都會增加周邊農業土壤中PAEs含量。例如,廣東珠江三角洲地區農業土壤中PAEs含量較高[83],這是由于菜地直接處于城市污染源的影響范圍,PAEs釋放量較高,且靠近市區的菜地中PAEs水平較高,隨著距市中心距離的增加,PAEs水平呈下降趨勢[50]。農業和生活垃圾的高城市發展率也導致該地區PAEs水平相對較高[38,84],土壤中較高的PAEs含量可能與所研究區域的城市活動有關[85]。垃圾填埋場周邊、電子垃圾拆解地和廢舊塑料處置地等典型污染場地極易蓄積PAEs污染物,并向周邊環境釋放和遷移[82],會造成周邊農業土壤PAEs污染較重[86]。如任超等[86]研究發現廢物回收園區土壤中PAEs污染水平與其周邊農田相近,表明露天堆放塑料廢品和垃圾會造成周邊農田土壤PAEs污染;XING等[87]調查得到華南沿海地區土壤中15種PAEs總濃度為445～4 473 μg·kg-1,平均值為1 582 μg·kg-1,這是由于許多工業企業、水產養殖場及加工廠集中于此所導致。

其次,農業活動廣泛會造成農業土壤中PAEs含量顯著升高。在農藥使用過程中,一方面PAEs來自于塑料包裝,另一方面DMP、DEP和DBP等常用作農藥溶劑[3]。研究者發現,安徽省肥料用量高于長江三角洲其他地區,土壤中PAEs的大規模污染可能是由化肥、農藥和畜牧業污染引起的[27]。莫測輝等[88]檢測發現常用肥料中PAEs含量為10～3 000 μg·kg-1。WANG等[89]在雞、豬、牛和鴨等多種糞肥中均檢測到PAEs,其中,雞糞中PAEs含量最高,為6 840 μg·kg-1,鴨糞最低,為2 240 μg·kg-1。另外,蔡全英等[90]通過向水稻土施用城市污泥的盆栽試驗發現,施用污泥的土壤中PAEs含量顯著提高。這說明常用肥料及有機肥料(如污水污泥和動物糞便)中也含有PAEs污染物,高施肥量可能導致土壤中PAEs積累。在許多地區,與春、冬季相比,夏季施肥量隨作物栽培活動的增加而增加,導致夏季土壤中PAEs濃度水平較高[91]。

再者,長期的污水灌溉使水中PAEs與土壤有機質結合,導致大量PAEs滯留于土壤中,造成土壤中PAEs含量顯著升高。以東北某市城鄉交錯帶農業土壤為調査對象,結果表明污灌農田中DEHP含量為4 250 μg·kg-1,DBP含量為2 980 μg·kg-1,高于其他農業用地(多年設施用地、大田及綠化帶)[92];李艷等[37]對北京市東南郊污水/再生水灌溉農田土壤PAEs污染情況進行調查,結果表明灌區表層土壤 PAEs含量為1 800～12 200 μg·kg-1,均值為5 100 μg·kg-1。ZHANG等[93]研究發現華北平原污水灌溉區土壤(0～20 cm)中∑14PAEs含量為1 084 μg·kg-1,直接用地下水灌溉的土壤(0～20 cm)中∑14PAEs含量為102 μg·kg-1。

上述結果均表明,我國農業土壤中PAEs污染在空間上存在差異,受區域集中度差異影響[55]。這是由于農業土壤中PAEs含量與研究區周圍環境有關,可歸因于工業產品開發和農業活動等方面存在區域差異[87]。

4 結論與展望

PAEs在我國農業土壤中普遍存在,局部地區PAEs含量超過國外農業土壤,且都以DBP和DEHP為主。PAEs污染分布與區域有很大關系,不同省份PAEs污染程度存在明顯差異。在農膜使用量大及農業活動廣泛的地區,PAEs污染較為嚴重。不同作物類型土壤中PAEs含量也有所差異,菜地中PAEs含量普遍高于果園。

今后將重點加強以下幾個方面的研究:(1)加強我國中部、西部地區以及主要農產區不同類型土壤和作物PAEs污染現狀研究。目前,多數研究集中在我國東部和南部,針對中部和西部的研究相對較少。隨著中部和西部地區的快速發展,農業生產方式改變造成的農業土壤中PAEs污染加劇,亟需加強該區域污染現狀調查,通過系統獲取PAEs污染數據,為全面防控農業土壤中PAEs污染提供科學依據。(2)加強PAEs的多界面遷移轉化過程行為研究。盡管當前研究者對不同地區PAEs污染分布與賦存特征進行了大量研究,但對于農田土壤垂直剖面PAEs分布情況及PAEs在土壤-大氣-水多界面的遷移轉化過程行為及作用機制的研究仍顯不足,同時也缺乏針對農用塑料制品、農藥化肥和灌溉用污水等污染來源中PAEs的遷移轉化相關研究。(3)加強農業土壤中PAEs污染時間演變規律研究。定量化研究覆膜年限對農業土壤中PAEs含量的影響,需要在同一位置連續多年覆膜,其作物種類和管理模式等也需一致,進一步開展PAEs污染物的發生和發展與時間關系方面的研究。