華德武 ,汪 青 ,2*,徐 紅 ,董曉寧 ,蘇 晨 (.安徽師范大學(xué)國土資源與旅游學(xué)院,安徽 蕪湖 24003；2.自然災(zāi)害過程與防控研究安徽省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,安徽 蕪湖 24003)

多環(huán)芳烴(PAHs)是指擁有兩個(gè)及兩個(gè)以上稠合苯環(huán)的碳?xì)浠衔?是一種典型的持久性有機(jī)污染物,在環(huán)境中廣泛存在.黑碳(BC)是化石燃料及生物質(zhì)不完全燃燒或巖石風(fēng)化的產(chǎn)物,其性質(zhì)穩(wěn)定、多孔、比表面大,對PAHs具有很強(qiáng)的吸附作用,吸附機(jī)制包括表面吸附和微孔吸附,對火成多環(huán)芳烴來說,還包括錮囚于BC結(jié)構(gòu)內(nèi)部[1-3].國內(nèi)外學(xué)者對土壤中 PAHs、BC的研究涉及含量、來源、污染程度等各方面[4-6],研究表明土壤中的PAHs、BC具有一定的同源性,通常在城市土壤中具有較好的相關(guān)性,在農(nóng)村地區(qū)相關(guān)性不顯著[7-8];城市土壤是PAHs、BC的重要排放源地和富集地,城市土壤中 PAHs的含量有不斷增加的趨勢[9],城市土壤中的 BC通常也高于農(nóng)村地區(qū),在城市不同功能區(qū)土壤中PAHs、BC的含量存在差異,工業(yè)區(qū)和交通區(qū)土壤中PAHs、BC的含量通常高于其他功能區(qū)[10-11].

交通是城市PAHs、BC的重要排放源;杜芳芳等[12]在上海、Mielke等[13]在新奧爾良、章迪等[14]在深圳、Jiang等[15]在蘭州的研究都表明交通區(qū)土壤中的 PAHs含量相較于其他功能區(qū)處于較高水平,且以中高環(huán)PAHs為主;劉營等[16]對上海中心城區(qū)樟樹葉片中的 PAHs進(jìn)行研究,表明交通區(qū)樟樹葉中的 PAHs含量僅次于工業(yè)區(qū),高于其他各功能區(qū);向麗等[17]的研究表明北京市交通密集區(qū)道路灰塵中PAHs處于嚴(yán)重污染水平;劉炎坤等[18]的研究表明機(jī)動(dòng)車尾氣排放是大氣沉降物中 PAHs的主要來源.交通對周邊區(qū)域PAHs的影響涉及城市各個(gè)界面,交通區(qū)PAHs的研究已引起國內(nèi)外學(xué)者廣泛關(guān)注.目前多數(shù)論文把交通區(qū)作為城市內(nèi)部的一個(gè)功能區(qū)進(jìn)行討論,對交通區(qū)內(nèi)部差異的討論較少.

蕪湖市是長江中下游地區(qū)重要城市,隨著城市的發(fā)展,機(jī)動(dòng)車保有量大量增加,由此帶來的交通污染問題日益顯著[19].目前對蕪湖市土壤PAHs、BC的研究報(bào)道較少,本文以蕪湖市交通區(qū)為研究對象;對其干路、支路、重要交通節(jié)點(diǎn)、路口土壤中的 PAHs和BCCr、BCCTO進(jìn)行分析,并明確其對道路周邊區(qū)域的影響范圍;研究交通排放對城市地表系統(tǒng) PAHs遷移累計(jì)的影響,并討論BC在其中所起的作用;以期豐富污染物城市環(huán)境過程研究,并為城市管理提供科學(xué)依據(jù).

1 研究方法

1.1 樣品采集

圖1 采樣點(diǎn)分布示意Fig.1 The sampling sits in the traffic areas

樣品采集于2017年1月,在蕪湖市選取典型交通區(qū),在重要節(jié)點(diǎn)(公交車站、加油站、停車場)、路口、干路、支路等不同位置進(jìn)行采樣,并選取遠(yuǎn)離道路的綠地作為對照,共采集土壤樣品25個(gè);同時(shí),為了研究交通源污染物質(zhì)對沿線表土影響程度隨距離的變化,在高速公路(位于市區(qū)邊緣)垂直路段 0～1m,1～5m,5～10m,10～15m,15～20m 的范圍內(nèi)分別采樣,于3個(gè)不同路段,共采集土壤樣品15個(gè),將0～10m記為近路區(qū)樣品,10～20m記為遠(yuǎn)路區(qū)樣品(圖1).

使用不銹鋼鏟采集 0～5cm 表層土樣,棄去與不銹鋼鏟接觸部分,同一樣點(diǎn)選取4個(gè)同類樣品,混合均勻裝入密封袋,作為該樣點(diǎn)代表性樣品,樣品剔除石子和根莖及其他雜物,風(fēng)干,過 0.149mm 篩,冷凍,待用.各樣點(diǎn)信息見表1.

表1 采樣地樣點(diǎn)信息Table 1 Information about sampling sites

1.2 PAHs樣品前處理

取2g土壤樣品,加入無水硫酸鈉、銅粉,置于濾紙槽中.用80mL丙酮、二氯甲烷混合液(體積比1:1)進(jìn)行索式提取(65℃下4次/h),提取液加入替標(biāo)(氘代三聯(lián)苯 200ng),用正己烷濃縮置換后;過硅膠層析柱(硅膠、氧化鋁、無水硫酸鈉柱高依次為 8cm、4cm、2cm),先用正己烷淋洗,淋洗液棄去,再用二氯甲烷、正己烷混合溶液(體積比3:7)淋洗出芳烴,用正己烷濃縮置換,氮吹至1mL,加入內(nèi)標(biāo)(5種氘代PAHs,200ng).

1.3 PAHs儀器分析條件

使用型號(hào)為Agilent 7890A/5977B的氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀(GC-MS)測定PAHs濃度,色譜柱為 HP-5ms石英毛細(xì)管色譜柱(30m×0.25mm×0.25μm),柱溫箱升溫程序?yàn)?55℃保持2min,以20℃/min的升溫速率升至280℃,再以10℃/min的升溫速率升至300℃,保持4min.載氣為氦氣,流速為1mL/min,選擇離子模式進(jìn)行掃描(SIM).

1.4 質(zhì)量保證與質(zhì)量控制(QA/QC)

利用方法空白、空白加標(biāo)和基質(zhì)加標(biāo)進(jìn)行質(zhì)量保證與質(zhì)量控制,以氘代三聯(lián)苯為替標(biāo),以5種氘代 PAHs(D8-NaP、D10-Ace、D10-Phe、D12-Chr、D12-Per)為內(nèi)標(biāo).樣品回收率為72%～110%,PAHs各化合物標(biāo)準(zhǔn)曲線線性良好(R2＞0.99),實(shí)驗(yàn)空白中PAHs各化合物均有檢出,16種PAHs的方法檢出限為0.08～2.35ng/g.

1.5 BC的測定

取 3g土樣置于離心管,加 15mL稀鹽酸(1mol/L),放入超聲震蕩清洗儀震蕩 15min后,加15mL純水,離心 15分鐘,取出,去上清液.此步驟重復(fù)3次后,加30mL純水離心10min,去上清液.重復(fù)3次后,烘干備用.

用兩種方法測定樣品中的黑碳,化學(xué)熱氧化法(CTO-375),濕化學(xué)氧化法(K2Cr2O7/H2SO4).熱氧化法:取備用土樣 1g于瓷坩堝,放入馬弗爐中,375℃下加熱 24h,所得樣品記為 BCCTO.濕化學(xué)氧化法:取備用土樣 0.5g于離心管,加15mL1mol/L K2Cr2O7/2mol/L H2SO4(體積比1:1)混合液,超聲震蕩后,放入 55℃水浴鍋加熱,期間需加此混合液至少兩次, 60h后,取出離心,倒掉上清液,加 30mL 純水,離心,倒掉上清液,此步驟重復(fù)3次后,烘干,所得樣品記為BCCr.

用重鉻酸鉀外加熱法對兩類樣品進(jìn)行測定,所得數(shù)值乘以損耗率即為BC值.

1.6 光解校正

從污染源排放到大氣中的PAHs在陽光下會(huì)產(chǎn)生不同程度的光解,影響 PAHs判源的正確性.本研究對判源的 PAHs濃度進(jìn)行光解校正,用其進(jìn)行源解析.PAHs光解校正方程如下:

式中:C′i指校正后濃度,ng/g;Ci指觀測濃度,ng/g;λi指單體PAH化合物i的光解速率常數(shù),h-1;t為光解暴露時(shí)間,3d, 12h/d.

1.7 正定矩陣因子分解法(PMF)

正定矩陣因子分解模型以因子分析為基礎(chǔ),對因子載荷和得分進(jìn)行非負(fù)約束,可以有效對PAHs進(jìn)行源解析[20].本研究采用EPA PMF5.0模型進(jìn)行源解析,方程形式如下:

式中:i是樣品矩陣(X)的第i個(gè)樣品; j是測定的化合物; p是模型運(yùn)算找到的適合因字?jǐn)?shù); f是每個(gè)源的成分矩陣; g是樣品中化合物的貢獻(xiàn)矩陣;eij是第i個(gè)樣品的第j個(gè)化合物的殘差.

通過 PMF模型運(yùn)算尋找最小累積殘差(Q),計(jì)算公式如下:

式中:uij是第i個(gè)樣品的第j種化合物的不確定性,計(jì)算公式如下:

式中:MDLj是方法檢出限,ng/g;Ej是測定的不確定百分?jǐn)?shù);Xij是第 i個(gè)樣品的第 j種化合物的濃度,ng/g.

1.8 數(shù)據(jù)處理與分析方法

數(shù)據(jù)的處理主要使用Word、Excel、Spss等相關(guān)軟件.相關(guān)性分析采用皮爾遜(pearson)相關(guān)分析法,P＜0.01為極顯著相關(guān),P＜0.05為顯著相關(guān);差異性分析采用單因素方差分析(ANOVA),P＜0.01為極顯著差異,P＜0.05為顯著差異;源解析采用多特征比值分析法、石油污染指標(biāo)法及正定矩陣因子分解法.

2 結(jié)果與討論

2.1 典型交通區(qū)表層土壤中PAHs和BC的分布特征

蕪湖市交通區(qū)表層土壤中各PAHs含量見表2,∑16PAHs 的含量為 0.28～28.76μg/g,平均含量為 5.03μg/g.本研究交通區(qū)表層土壤中∑16PAHs平均含量低于烏魯木齊[21]和德令哈市[22]的交通區(qū),高于北京[23]、上海[12]、杭州[24]、新奧爾良[13]等城市的交通區(qū),處于較高水平,可能是由于本研究中所采土樣深度為 0～5cm,其他城市采樣深度多為 0～20cm.何奉朋等在土柱淋濾模擬研究中指出 PAHs主要富集在土柱表層,含量隨深度的增加明顯降低[25];姚林林等[26]指出污區(qū)土壤中PAHs的含量隨土層深度的增加而呈現(xiàn)出明顯的減少趨勢.

表2 表層土壤PAHs含量Table 2 Concentrations of PAHs in surface soil

由表3可知:交通區(qū)表層土壤∑16PAHs的含量呈現(xiàn)出重要交通節(jié)點(diǎn)、路口＞干路、支路＞綠地的趨勢,重要交通節(jié)點(diǎn)和路口無顯著差異(P＞0.05),二者顯著高于干支路和綠地(P＜0.01),干支路無顯著差異,但顯著高于綠地.由表1可知,干路車流量明顯多于支路,但二者土壤中 PAHs含量無顯著差異,表明車流量不是交通區(qū)土壤PAHs累積的決定因素;路口車流量比干路高約2倍,但其 PAHs含量是干路數(shù)倍,表明在車流量相差不大的情況下,車輛運(yùn)行狀態(tài)是其決定因素.這可能是由于路口車輛眾多,除啟動(dòng)加速外,紅燈等待時(shí)間長,車輛在此長期空檔怠速,造成附近土壤中 PAHs大量累積,胡偉等在研究中指出汽車尾氣中 PAHs的含量隨速度變化而變化,具體表現(xiàn)為勻速＜減速＜怠速＜加速[27].

各節(jié)點(diǎn)中,加油站表層土壤中 PAHs的含量最高,該樣點(diǎn)有大量車輛在此?？?車輛的停靠、啟動(dòng)會(huì)造成不完全燃燒,燃料補(bǔ)給時(shí)也可能導(dǎo)致燃料泄露,產(chǎn)生大量 PAHs;最低值在弋江路公交站,該站過往公交多為電動(dòng)車,柴油車少.路口各樣點(diǎn)中,九華中路各路口土壤 PAHs含量顯著高于其它路口,這是由于九華中路位于蕪湖市中心地帶,路況復(fù)雜,候車時(shí)間長;最低值位于長江東路新市口段,因?yàn)樵摱螢閳A形轉(zhuǎn)盤,不設(shè)紅綠燈,車輛減速慢行即可通過,通行用時(shí)少,土壤中PAHs累積不顯著.

表3 典型交通區(qū)表層土壤不同位置PAHs、TOC、BCCr、BCCTO含量Table 3 Comparison of PAHs, TOC, and BCs in surface soil from typical traffic areas

蕪湖市交通區(qū)表層土壤 BCCr的含量為3.78～27.14g/kg,平均值為 10.93g/kg;BCCTO的含量為 1.08～8.99g/kg,平均值為 3.52g/kg.由表 3可知,在TOC不存在樣點(diǎn)差異的前提下,BC卻明顯地在節(jié)點(diǎn)和路口較高,這表明 BC與交通排放的關(guān)系很密切.在重要節(jié)點(diǎn)和路口位置,車輛發(fā)動(dòng)機(jī)內(nèi)燃料燃燒不充分,生成 PAHs的同時(shí)也會(huì)形成BC類物質(zhì),同理,其最高值出現(xiàn)在加油站,最低值出現(xiàn)在長江東路新市口段.兩類 BC在干路、支路、綠地的含量均處于較低水平,三地BCCr相差不大,干路、支路土壤中BCCTO含量略高于綠地,可能是因?yàn)镃TO-375所測定的BC結(jié)構(gòu)較為穩(wěn)定,多為輪胎磨損或化石燃料燃燒所致,在綠地上分布較少,在交通區(qū)分布較多.

2.2 距道路遠(yuǎn)近對表層土壤中PAHs和BC的影響

圖2 距路不同距離表層土壤中PAHs和BC的含量Fig.2 Comparison of PAHs and BC in surface soil with different distance

表層土壤中∑16PAHs的含量受道路遠(yuǎn)近影響,隨著距離的增加,PAHs濃度相應(yīng)減少(圖2),0～10m 內(nèi)變化較大,10m 以后變化趨緩.Chu等[28]對高速公路邊土壤中 PAHs的研究也表明隨著道路距離的增加,PAHs的含量逐漸減少,樣地 3(靠近干路)土壤中 PAHs的含量在近路區(qū)小于樣地 1(靠近上匝道)和樣地 2(靠近下匝道),可能是由于干路車輛運(yùn)行快,燃料燃燒充分,上下匝道車輛為非勻速行駛,燃料燃燒不充分導(dǎo)致的.此外,樣地1、2土壤中∑16PAHs最高值出現(xiàn)在0～1m,樣地3最高值出現(xiàn)在5～10m,可能是由于干線車輛速度快,尾氣和道路揚(yáng)塵的動(dòng)力因素大,汽車尾氣及道路降塵的移動(dòng)距離大于路口.

表層土壤中 BCCr的含量范圍為 4.13～20.21g/kg,平均值為 9.08g/kg;隨距離的增加呈減小趨勢,可能是因?yàn)榫彌_區(qū)BCCr主要來源于化石燃料的不完全燃燒,距路越遠(yuǎn),影響越小.BCCTO的含量范圍為 1.11～5.58g/kg,平均值為 2.40g/kg,相較于BCCr,BCCTO的含量在距路1m的范圍內(nèi)高于1m以后的范圍,且1～20m變化不明顯,可能是因?yàn)?BCCTO多是化石燃料燃燒產(chǎn)生的煙炱或由輪胎磨損產(chǎn)生,傾向就近沉降,對較遠(yuǎn)區(qū)域影響小.Glaser指出高速公路邊土壤的 BC不僅來自于汽車尾氣排放,也受到輪胎磨損影響[29].

2.3 蕪湖市交通區(qū)表層土壤PAHs的組分特征

交通區(qū)表層土壤中 PAHs以中高環(huán)為主,低環(huán)組分含量較少(圖3);2～3環(huán)PAHs占∑16PAHs 0%～23%,平均值為 9.3%,4環(huán)為 25%～54%,平均值為40.4%,5～6環(huán)為36%～75%,平均值為50.3%.圖3反映了不同樣點(diǎn)PAHs的組分特征.

圖3 表層土壤PAHs各組分特征Fig.3 Compositional characters of PAHs

各樣點(diǎn) PAHs以中高環(huán)為主,低環(huán)占比低.可能因?yàn)橥寥乐械?PAHs主要來自石油燃燒源,中高環(huán)PAHs排放較多,且中高環(huán)PAHs的飽和蒸汽壓較大,揮發(fā)性弱,在土壤中富集度高于低環(huán)PAHs. Suman等[30]在丹巴德市的研究中指出交通區(qū)土壤中 PAHs以 4～5環(huán)的高環(huán)組分為主,Singh等對德令哈市土壤中的PAHs進(jìn)行研究,結(jié)果表明:道路沿線土壤PAHs濃度高于其他地區(qū),道路土壤中4～5環(huán)PAHs處于主導(dǎo)地位[22].低環(huán)PAHs占比最高的樣點(diǎn)在神山公園,可能是因?yàn)闃狱c(diǎn)離污染源較遠(yuǎn).Nam等[31]在研究中指出由于較低的辛醇/空氣分配系數(shù)和較高的亨利常數(shù),輕環(huán)組分往往傾向進(jìn)入氣相而不會(huì)立刻沉降,多沉降在較遠(yuǎn)的地方.張娟等[32]在研究中指出北京公園綠地中萘在∑16PAHs占有較大比例.

2.4 PAHs與TOC、BC的相關(guān)性

土壤中的TOC、BC對持久性有機(jī)污染物具有極強(qiáng)的吸附性,已有的很多研究中 PAHs與TOC、BC具有良好的相關(guān)性[33-34].由表4可知典型交通區(qū)表層土壤中∑16PAHs與 TOC無相關(guān)性,PAHs各組分與TOC呈弱相關(guān)或無相關(guān);可能是因?yàn)闃悠范嗖杉缘缆肪G化帶,TOC含量高,差異小;加之各樣點(diǎn) PAHs濃度差異性較大,導(dǎo)致相關(guān)性不夠顯著.Simpson在研究中指出當(dāng)土壤中PAHs污染嚴(yán)重時(shí),PAHs與土壤有機(jī)質(zhì)具有明顯的相關(guān)性,當(dāng) PAHs處于較低水平時(shí),無明顯相關(guān)性[35].相對于TOC,土壤中BC對PAHs的吸附能力更強(qiáng),典型交通區(qū)表層土壤PAHs與兩種BC均具有相關(guān)性,∑16PAHs及其各組分與BCCr均為極顯著相關(guān);這是因?yàn)?BC性質(zhì)穩(wěn)定、多孔且比表面大,通過表面吸附、微孔捕獲等方式對PAHs具有很強(qiáng)的吸附作用;且其多來源于化石燃料和生物質(zhì)的不完全燃燒,受自然條件影響小,與PAHs及其各組分具有良好的相關(guān)性.BCCTO多來源于化石燃料燃燒和輪胎磨損,與交通區(qū)土壤中PAHs的來源具有相似性,本研究中∑16PAHs及其各組分與 BCCTO為顯著相關(guān),但相關(guān)性弱于BCCr,因?yàn)槠湓谕寥乐械暮可?而部分樣點(diǎn)土壤PAHs含量較高;加之其它污染物和雜質(zhì)對BC吸附位點(diǎn)的填充,相對于濃度較高的 BCCr, BCCTO提供的吸附位點(diǎn)不足,相關(guān)性不如BCCr.

綠地土壤中∑16PAHs及其各組分與 TOC、BCCr、BCCTO均無顯著相關(guān),可能是因?yàn)榫G地土壤中PAHs的含量極低,土壤中其它雜質(zhì)的吸附競爭會(huì)對TOC、BC的吸附產(chǎn)生影響;采樣點(diǎn)多為學(xué)校公園,人流量大,人為擾動(dòng)大,此外由于遠(yuǎn)離道路,PAHs和BC的來源可能更為復(fù)雜,也會(huì)影響其相關(guān)性.近路區(qū)和遠(yuǎn)路區(qū)土壤中∑16PAHs及其各組分和TOC、BCCr、BCCTO均具有相關(guān)性,可能是因?yàn)槁愤匓C與PAH可能的同源性,采樣點(diǎn)為開闊的空地,且用柵欄與周圍隔開,自然和人為影響少,相關(guān)性較好.Wang等[36]在研究中指出,上海中心市區(qū)土壤中的PAHs及各組分與TOC、BC無相關(guān)性,在郊區(qū)與農(nóng)村呈弱相關(guān),在工業(yè)區(qū) PAHs與TOC、BCCTO為弱相關(guān),與BCCr顯著相關(guān)[36].

表4 表層土壤PAHs與TOC、BC的相關(guān)性分析Table 4 Correlations between TOC, BC and PAHs in surface soil

2.5 PAHs的來源解析

PAHs的人為污染源主要包括石油污染和燃燒污染,已有的研究表明,烷基化 PAHs和中低環(huán)PAHs主要來源于石油污染,高環(huán)PAHs主要來源于燃燒污染,利用二者的比值可以進(jìn)行來源分析,本文選用甲基菲指數(shù)(MP/P)和化石燃料污染指數(shù)(FFPI)作為石油污染指標(biāo)[37].MP/P指一取代甲基菲(本研究選用 1-MPE)與菲的比值,當(dāng)MP/P＜1時(shí),PAHs主要為燃燒源,當(dāng)MP/P在2-6之間則主要為石油源.FFPI被定義為:

圖4 表層土壤中石油污染指標(biāo)和多特征比值Fig.4 Index of oil pollution and isomer ratio in surface soil

式中:NaP代表萘,Phe代表菲,MP代表甲基菲,DS指二苯并噻吩及其烷基取代物.當(dāng)FFPI＞0.4,石油污染嚴(yán)重,數(shù)值越大,石油污染占比越高.由圖4可知(樣點(diǎn)未檢出Phe或MP,不計(jì))交通區(qū)表層土壤多數(shù)樣點(diǎn) MP/P＜2;FFPI＜0.4,且多處于較低水平,表明石油污染不是PAHs的主要污染源.

圖5 PMF源成分譜Fig.5 Source profiles obtained from the PMF model

同分異構(gòu)體的比值可以指示 PAHs的來源,本研究選用Fla/(Fla+Pyr),Inp/(Inp+Bghip)進(jìn)行特征比值分析[38].由圖4可知其主要來自于石油燃燒及煤和生物質(zhì)燃燒,研究區(qū)多數(shù)樣點(diǎn)檢出惹烯(重要的木材燃燒指示物),也表明了生物質(zhì)燃燒在研究區(qū)中廣泛存在.

利用PMF進(jìn)行定量判源(圖5).交通區(qū)PMF解析出的因子1中Pyr、BaA載荷最高,歸為煤和生物質(zhì)燃燒;因子2中Ace、Flu載荷較高,歸為石油揮發(fā)源;因子3中Inp、Bghip、Daha載荷較高,歸為柴油燃燒源;因子4中BbF載荷較高,歸為石油燃燒源[39-41].對照綠地因子1中Bghip、DBA載荷較高,歸為柴油燃燒源;因子2中NaP、Ace載荷較高,歸為石油揮發(fā)源;因子3中Phe、Ant載荷較高,歸為煤和生物質(zhì)燃燒;因子 4中BkF載荷最高,歸為燃油源.近路區(qū)解析出的因子 1中 BbF載荷最高,高環(huán)化合物次之,歸為燃油源;因子2中Acy、Ace載荷較高,歸為石油揮發(fā)源;因子3的BkF載荷最高,歸為石油燃燒源;因子4中Fla,Pyr、BaA載荷較高,歸為煤和生物質(zhì)燃燒.遠(yuǎn)路區(qū)解析出的因子1中BkF載荷最高,歸為燃油源;因子2中Acy、Phe、Ant載荷最高,歸為煤和生物質(zhì)燃燒;因子 3中 Ace載荷最高,歸為石油揮發(fā)源;因子4中 BbF載荷最高,歸為石油燃燒源.

以 PMF得到的各因子貢獻(xiàn)矩陣為自變量,以 PAHs總濃度為因變量,進(jìn)行多元線性回歸分析;計(jì)算各源貢獻(xiàn)率,將同一指示源的因子歸為一類,結(jié)果見表 5(石油燃燒和柴油燃燒統(tǒng)一歸為交通源).由表5可知,研究區(qū)各樣點(diǎn)土壤中PAHs主要來源于交通排放,煤和生物質(zhì)燃燒次之,石油揮發(fā)少.

表5 表層土壤PAHs的來源貢獻(xiàn)率Table 5 Contribution of sources to PAHs in surface soils

3 結(jié)論

3.1 交通區(qū)表層土壤中PAHs、BCCr、BCCTO的含量均值分別為 3.63±6.3μg/g、10.23±7.74、2.93±2.17g/kg.土壤中 PAHs、BC的濃度受距路遠(yuǎn)近影響,隨著距離的增加,濃度相應(yīng)減少,0～10m內(nèi)變化較大,10m以后變化趨緩;且呈現(xiàn)出重要交通節(jié)點(diǎn)≈路口＞干路≈支路＞綠地的趨勢;表明車流量不是影響交通區(qū)土壤 PAHs、BC累積的決定因素,車輛的運(yùn)行狀態(tài)是其主導(dǎo)因素;同時(shí)在討論交通排放對沿線表層土壤 PAHs、BC的影響時(shí),需考慮距道路遠(yuǎn)近的因素.

3.2 交通區(qū)表層土壤中 PAHs各組分以中高環(huán)為主,低環(huán)占比低;2～3環(huán) PAHs占∑16PAHs 0%～23%,平均值為 9.3%,4環(huán)為 25%～54%,平均值為40.4%,5～6環(huán)為36%～75%,平均值為50.3%.

3.3 交通區(qū)表層土壤中 PAHs與 BCCr、BCCTO都具有較好的相關(guān)性,但與 BCCTO的相關(guān)性弱于BCCr,表明兩類BC對PAHs在交通區(qū)表層土壤中的累積都有重要影響,但相較于BCCTO,BCCr與土壤PAHs的聯(lián)系可能更為緊密.

3.4 源解析表明交通排放是交通區(qū) PAHs的主要來源,交通源 PAHs在典型交通區(qū)、近路區(qū)、遠(yuǎn)路區(qū)占比分別為 62%,67%,57%;距路遠(yuǎn)近對PAHs的來源有重要影響,距路 0～10m 土壤中交通源PAHs占比為67%,而10～20m土壤中交通源PAHs占比為 57%,表明距路越遠(yuǎn),交通源 PAHs占比越低.

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