多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是一类重要的持久性有机污染物,包含2个或2个以上的苯环,主要是由化石燃料、木柴和煤炭等含碳物质不完全燃烧产生的,因其在环境中的广泛分布和潜在毒性而备受关注。美国环境保护局(United States Environmental Protection Agency, US EPA)将16种PAHs确定为优先控制的污染物[1],早在1961年就有学者开始对土壤PAHs进行研究[2]。

随着城市化进程的快速发展,日益便捷的道路交通对生态系统构成了巨大的威胁,使得环境污染问题逐渐凸显[3]。已有研究表明,河南省公路土壤已经受到PAHs的污染[4],但是关于河南省高速公路中央分隔带土壤中PAHs的研究几乎还是空白。高速公路环境特殊,高风高旱、土壤贫瘠;另外,高速公路上车辆尾气、轮胎碎屑和沥青路面等交通排放是土壤污染物的来源之一[5],这些特点导致高速公路中央分隔带和护栏两侧的绿化植物长势较差,从而影响高速公路生态景观的效果。此外,作为农业大省,河南省耕地资源有限,高速公路沿线保留有大量农田,交通排放的污染物可通过大气扩散和路面径流等途径积累在农田土壤中,进而通过食物链从农作物转移至人体,具有较高的粮食安全和生态环境风险。

目前常用的PAHs风险评价方法有内梅洛综合污染指数法和质量基准法(SQGs)。然而,内梅洛指数没有考虑各污染物的权重,过于强调高浓度PAHs对环境质量的影响,导致结果差异较大[6]。相对于污染程度指数(CSI指数),SQGs的敏感性较低。鉴于此,本文选用CSI指数对土壤PAHs进行生态风险评价[7]。

本文以河南省内3条高速公路中央分隔带土壤为研究对象,测定了11个采样点土壤中16种PAHs的含量,分析了采样点土壤中PAHs的污染特征;评估了PAHs的生态风险;探讨了污染土壤中PAHs的来源。为该研究区域内选取耐干旱、耐瘠薄、抗污染和观赏性强的树种提供参考,同时为道路养护、农业环境保护提供科学依据。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 研究区概况

选取河南省内3条高速公路,即南北走向的G55二广高速,东西走向的S28长济高速(G3511荷宝高速路段)和S85郑少洛高速(G1516盐洛高速路段),这3条高速公路在车流量、建设时期和地形地势上均有差异,在一定程度上能够反映高速公路上PAHs的污染情况。采样时间为2021年7月16日,沿线随机选取了11处中央分隔带土壤,记录11个采样点的高速公路路桩号并用GPS仪记录经纬度,如图1所示。

1.2 样品采集

采用五点混合法获取0～20 cm的中央分隔带表层土壤,用自封袋保存。采集的土壤样品经自然风干后,去除砂砾、玻璃和动植物残体等杂物,分别过2、0.25和0.15 mm筛后于棕色玻璃瓶中4 ℃密封保存备用。

1.3 土壤理化性质测定

土壤pH采用电位法测定[8],含盐量采用土壤水溶性盐总量的测定[9],速效磷采用碳酸氢钠浸提-钼锑抗分光光度法[10],速效钾采用乙酸铵浸提法[11],有机质(soil organic matter, SOM)采用重铬酸钾-硫酸溶液氧化法测定[12],阳离子交换量(cation exchange capacity, CEC)采用三氯化六氨合钴浸提-分光光度法测定[13],总氮(total nitrogen, TN)采用凯氏法[14]。

1.4 样品PAHs测试及质量控制

本研究检测了US EPA优先控制的16种PAHs,分别是萘(Nap)、苊烯(Acy)、芴(Flu)、苊(Ace)、菲(Phe)、蒽(Ant)、荧蒽(Fla)、芘(Pyr)、(Chr)、苯并[a]蒽(BaA)、苯并[b]荧蒽(BbF)、苯并[k]荧蒽(BkF)、苯并[a]芘(BaP)、二苯并[a,h]蒽(DahA)、苯并[ghi]苝(BghiP)和茚苯[1,2,3-cd]芘(IcdP)。本研究用到的试剂丙酮、正己烷和乙腈均为色谱纯,购买于天津市科密欧化学试剂有限公司。

称取10 g样品于加压流体萃取仪HPFE06(厦门睿科集团股份有限公司,中国)的萃取池中,加入丙酮和正己烷(1∶1,V∶V)的混合溶液,在100 ℃下萃取10 min,置于高通量真空平行浓缩仪MPE(厦门睿科集团股份有限公司,中国)中,浓缩至1 mL以下,然后使用硅酸镁固相萃取小柱(Thermo Fisher Scientific, USA)进行净化后用乙腈定容至1 mL。采用配有色谱柱InertsilTM ODS-3 (5 μm,4.6 mm×250 mm)(岛津企业管理(中国)有限公司)的高效液相色谱LC-100(配备紫外检测器LC-P100Plus,上海伍丰科学仪器有限公司,中国)进行检测。流动相为乙腈-水,采用梯度淋洗,流速为1.0 mL·min-1,柱温为35 ℃,进样量是10 μL。紫外检测器吸收波长为220～290 nm。

1.5 风险评价

1.5.1 生态风险评价

为评估高速公路中央分隔带土壤中的PAHs是否会造成不良的生物效应,本研究采用CSI指数对农田土壤进行生态风险评价。基于先前研究,该指数提出了效应区间低值(effects range-low, ERL)和效应区间中值(effects range-medium, ERM)。ERL和ERM估计了单个PAH对生物体可能产生的不良影响,以及总PAHs产生的累积毒性影响。当PAHs含量低于ERL时,很少发生不良生态效应;当含量高于ERM时,代表着经常发生不良生态效应;当含量在二者之间时,偶尔会发生不良生态效应[15]。CSI的计算公式如下:

(1)

式中:Wi是第i个污染物的权重;ERLi和ERMi分别为第i个污染物的ERL值和ERM值;Ci是污染物含量(μg·kg-1);CSI指数的分级标准参考Peng等[16]的研究。利用主成分分析(Principal Component Analysis, PCA)/因子分析(Factor Analysis, FA)的结果获得每种污染物的Wi,该方法能较好地解释研究区污染物的来源。因此,Wi可以作为一个具体的场地因子应用于CSI中。此外,在计算Wi时,只考虑人为因素。每种污染物权重计算公式如下:

(2)

1.5.2 健康风险评价

在人类暴露于环境PAHs污染源的研究中,本文选用终生癌症风险增量模型(ILCR)来评估PAHs对成人和儿童通过不同暴露途径(摄食、呼吸吸入和皮肤接触)造成的健康风险。其计算公式如下:

(3)

ILCR呼吸吸入=

(4)

ILCR皮肤接触=

(5)

CS=∑(PAHsi×TEFi)

(6)

CR=∑(ILCR摄食+ILCR呼吸吸入+ILCR皮肤接触)

(7)

式中:CS是采样点土壤单体PAHs基于BaP的毒性当量换算的单体PAHs之和(mg·kg-1);TEF是单体PAHs相当于BaP的毒性系数;CSF是致癌斜率因子,CSF摄食、CSF呼吸吸入和CSF皮肤接触分别为7.3、3.85和25 kg·d·mg-1;CR是摄食、呼吸吸入和皮肤接触这3种暴露途径的总风险。CR的致癌风险等级划分标准为:存在风险在可接受的安全范围(CR<10-6),存在人体可耐受的潜在风险(10-6-4),存在较大的潜在风险(CR>10-4)。公式中其他涉及的参数及取值参考前人的研究[17-19]。

1.6 数据处理

土壤采样点分布在ArcGIS 10.7软件中分析,描述性统计在Excel 2016中完成,主成分分析在SPSS 25软件分析中完成,相关性分析在R语言4.1.2中的“corrplot”包中完成[20-21],绘图在Origin 2019b和R语言4.1.2中完成。

2 结果与讨论(Results and discussion)

2.1 土壤理化性质及PAHs污染情况

采样点土壤pH值呈碱性7.99～8.49,含盐量浓度范围为2.08～13.87 g·kg-1,速效磷浓度范围为0.04～0.48 mg·kg-1,速效钾浓度范围为10.44～43.62 mg·kg-1,SOM浓度范围为15.17～39.80 mg·kg-1,TN浓度范围为1.13～7.33 mg·kg-1,CEC浓度范围为7.14～16.27 cmol·kg-1。采样点土壤中各个单体PAHs、低环PAHs(L-PAHs)、高环PAHs(H-PAHs)以及7种致癌性PAHs(7carPAHs)的含量如表1所示。

其中,L-PAHs包括2环和3环PAHs,H-PAHs包括4～6环PAHs,7carPAHs包括Chr、BaA、BbF、BkF、BaP、DahA和IcdP。由表1可知,研究区土壤除Nap、Phe和DahA检出率为100%外,其余13种PAHs均为部分检出。土壤中PAHs总浓度范围为5 253.33～65 072 μg·kg-1,平均值为19 873.1 μg·kg-1,变异系数为1.07,属于强变异,表明该高速公路土壤中PAHs受人为因素影响较大[7]。单体PAHs中含量最高的是Nap,浓度范围为2 785～12 696 μg·kg-1,平均值为4 242.44 μg·kg-1;其次为DahA(平均值为1 318.76 μg·kg-1)、Pyr(平均值为944.34 μg·kg-1)和BbF(平均值为819.21 μg·kg-1)。L-PAHs的浓度范围为3 952.67～26 182 μg·kg-1,平均值为8 437.86 μg·kg-1,占总PAHs的42.46%。H-PAHs的浓度范围为1 300.67～46 010 μg·kg-1,平均值为11 435.24 μg·kg-1,占总PAHs含量的57.54%。7carPAHs的总浓度范围为1 260.67～36 130 μg·kg-1,平均值为8 207.52 μg·kg-1,占总PAHs含量的41.30%,其中致癌性最强的BaP浓度范围为ND～9 560 μg·kg-1,平均值为739.55 μg·kg-1。

按照我国2018年国家市场监督管理总局与生态环境部联合发布的《土壤环境质量-建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 36600—2018),本研究采样点BaP最大值已远超过国家规定的第二类用地风险筛选值(1 500 μg·kg-1)。根据Maliszewska-Kordybach[22]提出的PAHs污染4个划分等级:未污染(<200 μg·kg-1)、弱污染(200～600 μg·kg-1)、污染(600～1 000 μg·kg-1)和重污染(>1 000 μg·kg-1),本研究中取样点土壤样品PAHs含量均属于重污染等级。高速公路上汽车尾气排放、车轮胎和公路磨损等产生的PAHs会以飞溅、喷溅和径流的形式从空气中的微粒、灰尘转移到土壤中,往往越靠近公路边缘污染越严重[23]。据Chen等[24]的报道,吉林某公路沿线土壤样品PAHs总含量随距离的增加呈现出明显的负相关性。本实验的取样点均位于高速公路中央分隔带,距交通源位置约1 m,因此,本文的研究结果高于很多已报道的交通道路土壤中PAHs的浓度,如:上海市公路旁土壤16种PAHs总浓度为553～17 800 μg·kg-1[25];乌鲁木齐市公路旁土壤中16种PAHs总浓度为331～15 799 μg·kg-1 [26];德惠市公路沿线土壤中16种PAHs总浓度为197.65～5 544.10 μg·kg-1[5]。

2.2 PAHs组成特征

由图2(a)可知,16种PAHs中Nap百分含量最高,为20.93%,其次是Pyr、BaP、Chr和DahA,百分含量在7.13%～7.79%之间。Nap主要来源于化石燃料和木材的燃烧、煤焦油、石油等的蒸馏、泄露[27]。已有的研究表明,柴油机排放的尾气样品中,Nap占较大比例[28]。因此,本研究中含量最高的Nap可能主要来源于高速公路往来的大巴车、大型货车等重型车在行驶过程中柴油的不完全燃烧,随后经大气沉降积累到中央分隔带土壤中。

根据PAHs芳香环数分类,本研究中各类PAHs的贡献率不同(图2(b)):5环PAHs(26.01%)>4环PAHs(23.57%)>3环PAHs(21.53%)>2环PAHs(20.93%)>6环PAHs(7.96%)。

柴油车尾气通常是L-PAHs的来源[29],排放的主要PAHs为Nap、Flu、Acy、Phe和Ant,因此本文中L-PAHs主要来自柴油燃烧[30]。而通常汽油车尾气中H-PAHs占有较高比例,如Nielsen[31]对丹麦哥本哈根市中心公路两侧PAHs的研究表明,Chr、BaA、BbF和BkF是汽油燃烧的主要指示物;Kong等[32]对中国辽宁省5个典型城市的PAHs进行研究发现,4环的PAHs(Pyr、BaA和Chr)主要来源于煤炭燃烧,5环或6环PAHs(BaP、BbF、IcdP、DahA和BghiP)主要来源于汽油车尾气。此外,路面、刹车片和轮胎磨损过程中也会形成H-PAHs[29]。

2.3 PAHs空间分布特征

从采样点PAHs空间分布特征来说,2号和7号采样点PAHs污染尤为严重,而其他9个采样点PAHs污染水平较低(图3(a))。经过地图分析以及实地考察发现,2号采样点位于重要交通公路交叉口,且公路附近有小学、农场以及中国石化加油站等人口活动较为频繁的场所;7号采样点所在的G55二广高速路段横穿孟津县会盟镇,同样位于人为活动更加频繁的城镇附近。相比之下,其他9个采样点均位于人烟稀少的村庄附近,所以表现出较低的PAHs污染水平。就各采样点PAHs的环数占比(图3(b))而言,2号和7号采样点的L-PAHs占比低于H-PAHs占比,尤其是2环的Nap,这表明2号和7号采样点附近由于人口活动频繁可能使得小型车的汽油燃烧更多[32]。而其他9个采样点的L-PAHs占比几乎均高于H-PAHs占比,这可能与高速公路上往来大型车的柴油燃烧有关[29]。

2.4 风险评价

2.4.1 生态风险评价

利用SPSS 25.0软件对该高速公路中央分隔带土壤中16种PAHs进行主成分分析,提取特征值>1的主要成分,第一主成分解释为人为源,按照式(2)计算各种污染物的权重,如表2所示。

由式(1)计算得到该土壤CSI指数范围为0.77～56.52,再根据CSI值的划分可知,9.09%的采样点土壤属于非常低风险,18.18%的采样点土壤属于低等至中等风险,18.18%的采样点土壤属于中等风险,27.27%的采样点土壤属于高等风险,27.27%的采样点土壤属于超高风险。由此可见,本研究采样点土壤均具有潜在的生态风险,且72.72%的采样点土壤属于中等以上生态风险,其风险主要来自载荷值较高的H-PAHs,如Chr(0.95)、BghiP(0.93)、IcdP(0.93)和BaP(0.92)的贡献(表2)。鉴于此,采样区高速公路中央分隔带土壤中可能存在PAHs污染的生态风险,有必要采取相关措施降低污染的生态风险,为环境健康和粮食安全提供保障。

2.4.2 健康风险评价

按照式(3)～(7)计算得到高速公路中央分隔带土壤PAHs对儿童和成人经过3种不同暴露途径得到的ILCRs和CR值(表3)。由表3可知,对于儿童和成人来说,3种暴露途径的总风险CR值均远>10-4,存在较大的风险。其中,通过呼吸吸入的致癌风险为10-7～10-5,数量等级低于其他2种途径4～6个数量级。因此,摄食和皮肤接触是本研究区域PAHs对人体健康影响的主要暴露途径,呼吸吸入可忽略不计,这是由于经土壤挥发至大气中的PAHs较少[33],该结论与以往的研究结果相一致[7,18,34]。

儿童通过摄食和皮肤接触的暴露途径致癌风险相差不大,表明这2种途径极大地增加了儿童致癌的风险。此外,儿童通过摄食途径的ILCR值比成人的更高,这是由于儿童经口-手活动比成人更为频繁,因此摄入到体内的PAHs含量就更多[19]。而相较于儿童来说,成人通过皮肤接触的ILCR值略高于儿童,这是由于成人的皮肤接触面积比儿童大,且接触时间更长[19]。因此对于成人而言,经皮肤接触造成的致癌风险比儿童更高。

2.5 来源分析

PAHs来源分析能够有效降低PAHs污染生态风险,许多研究表明特征比值法在PAHs来源鉴定中具有重要作用[35-37]。根据该方法,当Ant/(Ant+Phe)>0.1时,可认为是燃烧源,当该比值<0.1时,表明以石油输入源为主;Fla/(Fla+Pyr)<0.4表示为石油输入源,处于0.4～0.5之间表示为石油燃烧(特别是液态化石燃料、汽车和原油)源,>0.5则表示为生物质和煤炭的燃烧源[38-40]。

以Fla/(Fla+Pyr)为横坐标,Ant/(Ant+Phe)为纵坐标绘制的PAHs来源判别图如图4所示。采样点中,Fla/(Fla+Pyr)值在0～0.5298之间,其中68.97%来自燃烧源(37.93%来自石油燃烧源,31.04%来自煤炭及生物质燃烧源);Ant/(Ant+Phe)值在0～0.6505之间,其中72.41%来自石油输入源。因此,土壤样品中PAHs主要来源于石油输入和燃烧,表明石油燃烧是该研究区土壤PAHs的主要来源。此外,高速公路中央分隔带土壤为回填土,其中的PAHs可能来源于木炭、煤炭及其他生物质的不完全燃烧。该分析结果与2.2部分的研究结果基本吻合。

2.6 PAHs和土壤理化性质相关性分析

土壤中持久性有机污染物的含量与土壤自身的理化性质也有重要关系。本文对研究区土壤样品的16种PAHs、SOM、CEC、TN和pH进行了相关性分析,结果如图5所示。

该研究区土壤中SOM的范围在14.8～41.4 g·kg-1之间,与多数PAHs存在显著的正相关性(图5),表明SOM在PAHs等持久性有机污染物的分配、储存中起着关键作用[41]。根据Agarwal等[42]的报道,PAHs在土壤-大气中的分配情况与其蒸气压有重要关系,该参数决定了PAHs经大气沉降到SOM的气-颗粒相分配。H-PAHs蒸气压较低,更易以颗粒形式沉降到土壤被SOM吸附,因此SOM与H-PAHs相关性普遍高于与L-PAHs相关性,这与Duan等[43]的研究结果相类似。而部分PAHs单体,如Nap、Ace、Phe、Ant和BaA,与SOM无显著相关性,可能是土壤中SOM对这些PAHs的非平衡吸附所致[44],因为SOM吸附PAHs未达到平衡时往往不具有相关性[43]。此外,SOM的吸附能力与pH呈负相关性,当土壤处于较低pH(<7.0)环境下,SOM的酸性官能团被质子化,表现出较高的疏水性,能吸附较多的PAHs[4]。本研究中,采样点土壤pH范围在7.99～8.49之间,属于碱性环境,因此,SOM与部分PAHs无显著相关性可能是较高的pH环境所致[45]。这也是本研究中大部分PAHs单体含量与pH呈显著负相关的一个重要原因。土壤结构与质地影响其中CEC、TN含量,由于采样点土壤为砂壤土和砂土,该类土壤孔隙大、质地粗且保肥能力差,随着污染物PAHs不断输入,土壤结构被破坏,CEC、TN含量降低,致使CEC、TN与PAHs呈显著负相关性。

本研究所测得的各土壤理化性质指标与H-PAHs的相关性多数高于其与L-PAHs的相关性(图5),表明土壤理化性质对高速公路车辆排放出的H-PAHs的影响更大,这是由于H-PAHs的辛醇-水分配系数和疏水性均高于L-PAHs,加之H-PAHs具有更高的分子质量,导致H-PAHs经大气沉降后更易吸附在土壤颗粒中[46]。此外,由图4可知,土壤中Nap的含量与所测得的各项土壤理化性质指标均无相关性,可能与汽车尾气中大量的Nap经大气沉降积累到中央分隔带土壤中有关。

本研究对河南省内3条高速公路中央分隔带土壤中的PAHs进行分析,发现汽车尾气排放是研究区内PAHs的主要来源,其中L-PAHs主要来源于重型车的柴油燃烧,H-PAHs主要来源于小型轿车的汽油燃烧;另外,该采样点土壤均已被PAHs污染,且72.72%的污染土壤属于中等以上生态风险,2号和7号采样点污染较为严重;土壤PAHs存在严重的健康风险,对儿童和成人的致癌风险已远超过人类可接受的安全范围。土壤SOM、CEC、TN、pH与H-PAHs含量的相关性多高于其与L-PAHs含量的相关性。该研究结果可为高速公路中央分隔带及沿线树种的选取提供理论依据。鉴于研究区内土壤偏碱性,含盐量较高,速效养分缺乏,土壤板结严重,存在PAHs污染等特性,可选用侧柏、黄杨、刺柏和桧柏等耐干旱、耐瘠薄、抗污染的河南省乡土树种;此外,每隔一定距离可选择紫丁香、木槿、榆叶梅和水蜡等观赏性强的灌木,创造功能和景观相结合的高速公路中央隔离带。

高速公路是线性污染源,影响范围广,对周边农田土壤的粮食生产安全意义重大,然而本研究中高速公路中央分隔带采样点土壤PAHs污染严重。因此,健全养护管理制度、应用先进养护设备及技术等确保高速公路的使用和维护,最大限度减少对农田土壤的污染风险,创建“生态高速公路”势在必行。

参考文献(References)：

[1] Kimbrough K L,Commey S, Apeti D A, et al. Chemical contamination assessment of the Hudson-Raritan Estuary as a result of the attacks on the World Trade Center: Analysis of trace elements [J]. Marine Pollution Bulletin, 2010, 60(12): 2289-2296

[2] Boonyatumanond R, Wattayakorn G, Togo A, et al. Distribution and origins of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in riverine, estuarine, and marine sediments in Thailand [J]. Marine Pollution Bulletin, 2006, 52(8): 942-956

[ M S, Magiera T, Johanson B, et al. Identification of magnetic particulates in road dust accumulated on roadside snow using magnetic, geochemical and micro-morphological analyses [J]. Environmental Pollution, 2011, 159(5): 1266-1276

[4] 李琦路, 吴锦涛, 张颖, 等. 新乡市机动车排放对道路灰尘中重金属与多环芳烃污染的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(12): 5258-5264

Li Q L, Wu J T, Zhang Y, et al. Effects of vehicle emissions on heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons pollution in road dust in Xinxiang [J]. Environmental Science, 2019, 40(12): 5258-5264 (in Chinese)

[5] 陈亚南. 公路沿线农田土壤和玉米中多环芳烃风险评价[D]. 长春: 东北师范大学, 2019: 1-43

Chen Y N. Risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in soil and maize along roadside [D]. Changchun: Northeast Normal University, 2019: 1-43 (in Chinese)

[6] 段海静. 路域环境多介质PAHs污染与综合健康风险分析: 以G310和G30郑开段为例[D]. 开封: 河南大学, 2016: 1-43

Duan H J. Pollution and comprehensive health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in roadside multiple medias: A case study of 310th national highway and 30th highway [D]. Kaifeng: Henan University, 2016: 1-43 (in Chinese)

[7] 张秀秀, 卢晓丽, 魏宇宸, 等. 城郊农田土壤多环芳烃污染特征及风险评价[J]. 环境科学, 2021, 42(11): 5510-5518

Zhang X X, Lu X L, Wei Y C, et al. Pollution characteristics and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in a suburban farmland soil [J]. Environmental Science, 2021, 42(11): 5510-5518 (in Chinese)

[8] 中华人民共和国生态环境部. 土壤 pH值的测定 电位法: HJ 962—2018[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2018

[9] 中华人民共和国农业部. 土壤检测 第16部分:土壤水溶性盐总量的测定: NY/T 1121.16—2006[S]. 北京: 中华人民共和国农业部, 2006

[10] 中华人民共和国环境保护部. 土壤有效磷的测定: HJ 704—2014[S]. 北京: 中国环境出版社, 2014

[11] 中华人民共和国农业部. 土壤速效钾和缓效钾含量的测定: NY/T 889—2004[S]. 北京: 中国农业出版社, 2005

[12] 中华人民共和国农业部. 土壤检测 第6部分:土壤有机质的测定: NY/T 1121.6—2006[S]. 北京: 中华人民共和国农业部, 2006

[13] 中华人民共和国环境保护部. 土壤阳离子交换量的测定: HJ 889—2017[S]. 北京: 中国环境出版社, 2017

[14] 中华人民共和国环境保护部. 土壤质量 全氮的测定 凯氏法: HJ 717—2014[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2015

[15] Li W H, Tian Y Z, Shi G L, et al. Concentrations and sources of PAHs in surface sediments of the Fenhe Reservoir and watershed, China [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2012, 75(1): 198-206

[16] Peng J Y, Chen Y N, Xia Q, et al. Ecological risk and early warning of soil compound pollutants (HMs, PAHs, PCBs and OCPs) in an industrial city, Changchun, China [J]. Environmental Pollution, 2021, 272: 116038

[17] Chen Y N, Zhang J Q, Zhang F, et al. Contamination and health risk assessment of PAHs in farmland soils of the Yinma River Basin, China [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018, 156: 383-390

[18] 段海静, 蔡晓强, 陈轶楠, 等. 开封市公园地表灰尘PAHs污染与健康风险评价[J]. 环境科学学报, 2016, 36(12): 4500-4509

Duan H J, Cai X Q, Chen Y N, et al. Occurrence and health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface dust from parks in Kaifeng, China [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016, 36(12): 4500-4509 (in Chinese)

[19] Wang W, Huang M J, Kang Y, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in urban surface dust of Guangzhou, China: Status, sources and human health risk assessment [J]. The Science of the Total Environment, 2011, 409(21): 4519-4527

[20] Wei T Y, Simko V. R package corrplot: Visualization of a Correlation Matrix (Version 0.90) [DB/OL]. [2021-12-16]. https://github.com/taiyun/corrplot

[21] 崔元, 宋蕾, 李谐, 等. 睑板腺囊肿患儿肠道菌群特征分析[J]. 第二军医大学学报, 2021, 42(12): 1388-1394

Cui Y, Song L, Li X, et al. Characteristics of intestinal flora in children withchalazion [J]. Academic Journal of Second Military Medical University, 2021, 42(12): 1388-1394 (in Chinese)

[22] 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

[23] Kibblewhite M G. Contamination of agricultural soil by urban and peri-urban highways: An overlooked priority? [J]. Environmental Pollution, 2018, 242(Pt B): 1331-1336

[24] Chen Y N, Zhang F, Gao Q, et al. Pollution and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in agricultural soil along a highway of Jilin Province, China [J]. Soil and Sediment Contamination: An International Journal, 2022, 31(1): 97-114

[25] 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

[26] Chen M, Huang P, Chen L. Polycyclic aromatic hydrocarbons in soils from Urumqi, China: Distribution, source contributions, and potential health risks [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2013, 185(7): 5639-5651

[27] 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

[28] 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

[29] Nikiforova E, Kosheleva N, Kasimov N. Accumulation of polycyclic aromatic hydrocarbons in sealed soils and their environmental hazard for eastern Moscow [J]. Polycyclic Aromatic Compounds, 2021, 41(8): 1767-1783

[30] 刘殷佐, 赵静波, 王婷, 等. 机动车来源多环芳烃及其衍生物的排放特征研究进展[J]. 工程科学学报, 2021, 43(1): 10-21

Liu Y Z, Zhao J B, Wang T, et al. Research progress of emission characteristics of polycyclic aromatic hydrocarbons and their derivatives of vehicle exhaust [J]. Chinese Journal of Engineering, 2021, 43(1): 10-21 (in Chinese)

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

[32] Kong S F, Ding X, Bai Z P, et al. A seasonal study of polycyclic aromatic hydrocarbons in PM2.5 and PM2.5-10 in five typical cities of Liaoning Province, China [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 183(1-3): 70-80

[33] 杨帆, 罗红雪, 钟艳霞, 等. 宁东能源化工基地核心区表层土壤中多环芳烃的空间分布特征、源解析及风险评价[J]. 环境科学, 2021, 42(5): 2490-2501

Yang F, Luo H X, Zhong Y X, et al. Spatial distribution characteristics, source apportionment, and risk assessment of topsoil PAHs in the core area of the Ningdong energy and chemical industry base [J]. Environmental Science, 2021, 42(5): 2490-2501 (in Chinese)

[34] Shi R G, Li X H, Yang Y Y, et al. Contamination and human health risks of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface soils from Tianjin coastal new region, China [J]. Environmental Pollution, 2021, 268(Pt B): 115938

[35] MacAskill N D, Walker T R, Oakes K, et al. Forensic assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons at the former Sydney Tar Ponds and surrounding environment using fingerprint techniques [J]. Environmental Pollution, 2016, 212: 166-177

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

[37] Wang Y, Wang S R, Luo C L, et al. The effects of rice canopy on the air-soil exchange of polycyclic aromatic hydrocarbons and organochlorine pesticides using paired passive air samplers [J]. Environmental Pollution, 2015, 200: 35-41

[38] Dreij K, Lundin L, Le Bihanic F, et al. Polycyclic aromatic compounds in urban soils of Stockholm City: Occurrence, sources and human health risk assessment [J]. Environmental Research, 2020, 182: 108989

[39] Evans M, Davies M, Janzen K, et al. PAH distributions in sediments in the oil sands monitoring area and western Lake Athabasca: Concentration, composition and diagnostic ratios [J]. Environmental Pollution, 2016, 213: 671-687

[40] Liu S, Liu X R, Liu M, et al. Levels, sources and risk assessment of PAHs in multi-phases from urbanized river network system in Shanghai [J]. Environmental Pollution, 2016, 219: 555-567

[41] Wang X T, Miao Y, Zhang Y, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in urban soils of the megacity Shanghai: Occurrence, source apportionment and potential human health risk [J]. The Science of the Total Environment, 2013, 447: 80-89

[42] 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

[43] Duan Y H, Shen G F, Tao S, et al. Characteristics of polycyclic aromatic hydrocarbons in agricultural soils at a typical coke production base in Shanxi, China [J]. Chemosphere, 2015, 127: 64-69

[44] Wang C H, Wu S H, Zhou S L, et al. Characteristics and source identification of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in urban soils: A review [J]. Pedosphere, 2017, 27(1): 17-26

[45] 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

[46] Liu C Y, Huang Z F, Qadeer A, et al. The sediment-water diffusion and risk assessment of PAHs in different types of drinking water sources in the Yangtze River Delta, China [J]. Journal of Cleaner Production, 2021, 309: 127456

Pollution and Risk Assessment of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Central Separate Belt of Expressway in Henan Province

Yu Xuewei1, Yan Jie1, Feng Yan1, Guo Ying2, Gu Haiping1,*, Dong Xiaoxing3,#

1. College of Forestry, Henan Agricultural University, Zhengzhou 450000, China 2. Henan Province Transportation Development Group Co. Ltd. ShaoLuo Branch, Zhengzhou 450000, China 3. College of Horticulture, Henan Agricultural University, Zhengzhou 450000, China

Abstract：In order to analyze the pollution status and potential risk of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the central separate belt of expressways, 11 soil samples were collected from 3 expressways in Henan Province, and the amounts of 16 PAHs were determined. In addition, the pollution characteristics and ecological risk of PAHs were also evaluated. The results showed that the total PAHs content in the central separate belt of expressways soils ranged from 5 253.33 to 65 072 μg·kg-1, with a mean value of 19 873.1 μg·kg-1. Among them, low and high-ring PAHs accounted for 42.46% and 57.54%, respectively. In addition, sampling sites 2 and 7 were more polluted by PAHs than the other 9 sampling sites. The ecological risk assessment results indicated that the soils in the central separate belt of expressways are polluted by PAHs, with 72.72% of the polluted soils posing medium or higher ecological risks. The health risk assessment showed that the soil posed a greater risk of carcinogenicity to both children and adults, and the main exposure routes were skin contact and ingestion. The characteristics of PAHs component combined with the source analysis showed that low-ring PAHs are mainly from diesel engine combustion of heavy vehicles, and high-ring PAHs are from gasoline engine combustion of small cars. The correlation analysis indicated that the PAHs, especially high-ring PAHs, were significantly positively correlated with soil organic matter and negatively correlated with cation exchange capacity, total nitrogen, and pH.

Keywords：polycyclic aromatic hydrocarbons; expressway; central separate belt; risk assessment; source analysis

收稿日期：2022-02-10

录用日期：2022-06-08

文章编号：1673-5897(2023)2-373-11

中图分类号：X171.5

文献标识码：A

基金项目：国家自然科学基金资助项目(41701360);河南省重点研发与推广专项(科技攻关)(212102110109)

第一作者：余雪巍(1998—),女,硕士研究生,研究方向为土壤有机污染生物修复,E-mail: yxwfairy1202@126.com

*通信作者(Corresponding author), E-mail: guhaiping.1357@163.com

#共同通信作者(Co-corresponding author), E-mail: wuxian_mige@163.com

DOI： 10.7524/AJE.1673-5897.20220210001

余雪巍, 阎洁, 冯衍, 等. 河南省高速公路中央分隔带土壤多环芳烃污染特征及风险评价[J]. 生态毒理学报,2023, 18(2): 373-383

Yu X W, Yan J, Feng Y, et al. Pollution and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in central separate belt of expressway in Henan Province [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2023, 18(2): 373-383 (in Chinese)

Received 10 February 2022

accepted 8 June 2022

通信作者简介：

顾海萍(1988—),女,博士,副教授,主要研究方向为土壤有机污染微生物修复。

共同通信作者简介：董晓星(1986—),女,博士,讲师,主要研究方向为设施结构优化与环境调控。