熊麗君，吳杰，王敏，唐瓊，沙晨燕，李大雁，唐浩，吳健*

1. 上海市環(huán)境科學(xué)研究院，上海 200233；2. 華東理工大學(xué)，上海 200237；3. 華東師范大學(xué)，上海 200241

多環(huán)芳烴（Polycyclic Aromatic Hydrocarbons，PAHs）為分子中含有兩個(gè)或兩個(gè)以上苯環(huán)的一類碳?xì)浠衔铮黔h(huán)境中普遍存在的持久性有機(jī)污染物（Persistent Organic Pollutants，POPs）之一，種類達(dá)數(shù)百種（Kumar et al.，2016）。由于具有致癌、致畸、致突變的“三致”效應(yīng)（Chen et al.，2006），且具有持久性、流動(dòng)性、親油性、疏水性以及較低的降解速率等特性，導(dǎo)致其在生物體內(nèi)富集，進(jìn)而通過(guò)生物體放大作用而對(duì)人類構(gòu)成威脅，成為了人們重點(diǎn)關(guān)注的污染物之一。在美國(guó)、加拿大等 32個(gè)國(guó)家正式簽署的長(zhǎng)距離越境大氣污染物公約中，將16種PAHs列入受控的持久性污染物中（Biasioli et al.，2007；Cachada et al.，2012；Jones et al.，1999），中國(guó)公開(kāi)的優(yōu)控污染物名單中包含其中7種PAHs。

隨著城市化進(jìn)程加快，城市土壤中的PAHs污染日趨嚴(yán)重（彭馳等，2010），特別是交通沿線土壤（林道輝等，2008；王靜等，2005），汽車尾氣為空氣中PAHs的重要來(lái)源，PAHs通過(guò)干濕沉降進(jìn)入交通沿線土壤（王靜等，2005），長(zhǎng)期累積對(duì)人體健康和生態(tài)環(huán)境帶來(lái)一定風(fēng)險(xiǎn)（董繼元等，2015）。PAHs作為一類持久性有機(jī)污染物在交通沿線土壤中有著復(fù)雜的演變過(guò)程，在光誘導(dǎo)、生物積累及生物代謝的變遷過(guò)程中一般轉(zhuǎn)化為酚類、醌類及芳香族羧酸類物質(zhì)，有的轉(zhuǎn)化產(chǎn)物比原始形態(tài)毒性更強(qiáng)（沈菲等，2007）。另外，PAHs可通過(guò)呼吸道、消化道和皮膚等途徑進(jìn)入人體進(jìn)而誘發(fā)多種疾病，長(zhǎng)期吸入和暴露在高濃度PAHs下，會(huì)導(dǎo)致肺癌、胃癌、皮膚癌、膀胱癌和陰囊癌等發(fā)病率增加，同時(shí)會(huì)使淋巴組織萎縮，降低機(jī)體免疫力，對(duì)人類健康產(chǎn)生極大的危害（張進(jìn)，2008）。

本文基于前人研究成果，對(duì)交通沿線土壤PAHs的污染特征、來(lái)源及風(fēng)險(xiǎn)防控等方面進(jìn)行綜述，分析現(xiàn)有研究存在的不足，并提出建議，為后續(xù)PAHs特征分析及風(fēng)險(xiǎn)防控研究提供基礎(chǔ)，對(duì)保護(hù)土壤和大氣環(huán)境、制定相關(guān)環(huán)境政策具有重要的參考價(jià)值。

1 交通道路沿線土壤多環(huán)芳烴污染特征

1.1 多環(huán)芳烴含量

PAHs濃度監(jiān)測(cè)一般以美國(guó)環(huán)保局提出的16種優(yōu)控PAHs為主，前人對(duì)7個(gè)區(qū)域交通沿線土壤的PAHs監(jiān)測(cè)研究表明，不同區(qū)域土壤中PAHs含量不同（表 1），交通區(qū)土壤均受到PAHs污染，其中以印度阿薩姆邦交通區(qū)土壤PAHs濃度最高，高達(dá)435.500 mg·kg-1，這與該區(qū)域?yàn)楦哓?fù)荷交通區(qū)且附近有煉油廠有關(guān)，即使在居民區(qū)，PAHs質(zhì)量分?jǐn)?shù)也高達(dá)42.700 mg·kg-1，高于其他城市交通區(qū)；墨西哥蒂華納市交通區(qū)土壤 PAHs質(zhì)量分?jǐn)?shù)最低，僅0.308 mg·kg-1。對(duì)于同一區(qū)域，不同功能區(qū)的PHAs質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異較大，交通地區(qū)PHAs濃度普遍高于農(nóng)村地區(qū)和郊區(qū)農(nóng)用地，除印度阿薩姆邦外，城市地區(qū)和交通區(qū)土壤 PAHs質(zhì)量分?jǐn)?shù)大多為2.750～4.694 mg·kg-1，高于農(nóng)村地區(qū)與農(nóng)用地土壤（0.200～1.173 mg·kg-1）。其中，印度德里城市地區(qū)是郊區(qū)農(nóng)用地的5.3倍，伊拉克埃爾比勒交通區(qū)和工業(yè)區(qū)是郊區(qū)農(nóng)用地的5倍，印度阿薩姆邦交通區(qū)和工業(yè)區(qū)是居民區(qū)域的10.1倍，印度丹漢市交通區(qū)域是農(nóng)村地區(qū)的5.5倍，上海市交通區(qū)域是農(nóng)村地區(qū)的2.4倍。

在土壤PAHs質(zhì)量評(píng)價(jià)中，中國(guó)沒(méi)有相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)，國(guó)內(nèi)土壤PAHs研究大多采用國(guó)外土壤分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)或風(fēng)險(xiǎn)篩選值進(jìn)行評(píng)價(jià)。國(guó)外土壤PAHs評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)有兩類（段海靜，2016）：一類是根據(jù)多環(huán)芳烴總量進(jìn)行評(píng)價(jià)，應(yīng)用較多的為歐洲農(nóng)業(yè)土壤PAHs污染程度分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)：無(wú)污染（ΣPAHs≤200 ng·g-1）、輕微污染（200 ng·g-1<ΣPAHs≤600 ng·g-1）、中等污染（ 600 ng·g-1<ΣPAHs≤1000 ng·g-1） 和 嚴(yán) 重 污 染（ΣPAHs>1000 ng·g-1）；另一類采用 PAHs部分單體標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行評(píng)價(jià)，如荷蘭的質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)、加拿大環(huán)境委員會(huì)制定的 SQG標(biāo)準(zhǔn)、美國(guó)環(huán)保署區(qū)域篩選值等，與歐洲農(nóng)業(yè)土壤PAHs分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)相比，這些標(biāo)準(zhǔn)大多根據(jù)土壤修復(fù)目標(biāo)制定，濃度限值設(shè)置相對(duì)較寬。前人研究大多關(guān)注土壤中PAHs總量，因此本文采用歐洲土壤分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行評(píng)價(jià)，印度德里、伊拉克埃爾比勒、印度阿薩姆邦、印度丹漢市和上海市等地區(qū)交通區(qū)域土壤中的 PAHs均超過(guò) 1000 ng·g-1，屬于嚴(yán)重污染，墨西哥蒂華納市、美國(guó)亞利桑那州等地區(qū)屬于輕微污染；對(duì)于非交通區(qū)域，印度阿薩姆邦居住區(qū)域與上海市農(nóng)村地區(qū)為嚴(yán)重污染，印度德里和印度丹漢市農(nóng)村地區(qū)為中等污染，伊拉克埃爾比勒農(nóng)村地區(qū)無(wú)污染。

1.2 多環(huán)芳烴分布規(guī)律

土壤接受的污染源不同，PAHs組成會(huì)有較大差異（任華堂等，2009），人為因素導(dǎo)致土壤利用方式不同，也會(huì)影響PAHs的分布及遷移特征（王迪等，2012）。通過(guò)對(duì)交通道路沿線表層土壤中PAHs進(jìn)行分析檢測(cè)，可揭示不同PAHs類型組成特征與分布狀況，反映PAHs在土壤中的演變及來(lái)源，評(píng)估各種輸入源貢獻(xiàn)比率。表2所示為前人研究的交通沿線土壤PAHs類型分布情況，不同城市交通沿線土壤區(qū)域內(nèi)PAHs以4～6環(huán)為主，大多在50%以上，這與汽車尾氣排放的PAHs以4～6環(huán)為主有關(guān)（Cheng et al.，2007）。不同燃油車釋放的PAHs種類有一定差異，朱利中等（2003）研究發(fā)現(xiàn)，汽車尾氣排放的14種PAHs中，苯并（a）蒽（BaA）含量較大，歸一化處理后達(dá)33.3%；苯并（ghi）苝（BghiP）、茚苯（1, 2, 3-cd）芘（Ind）的相對(duì)含量分別為 13.0%和 12.1%；BaA、BghiP、Ind可以作為該源的標(biāo)志物質(zhì)（4～6環(huán)）；除BaA和萘（Nap），柴油車主要排放苊（Ace）、熒蒽（Fl）、BghiP、Ind，汽油車則主要排放BghiB、Ind、苯并（k）熒蒽（BkF）；柴油車排放3環(huán)PAHs的量大于汽油車，但5、6環(huán)PAHs的排放量小于汽油車。隨著汽車?yán)锍虜?shù)的增加，PAHs的排放總量特別是 Fl、芘（Pyr）、BaP、BghiP增加。以上分析進(jìn)一步說(shuō)明汽車排放的4～6環(huán)PAHs是交通沿線土壤PAHs污染的來(lái)源之一，交通排放對(duì)道路兩側(cè)土壤高環(huán) PAHs累積產(chǎn)生重要影響，并且車流量越大、通車時(shí)間越長(zhǎng)、重型車輛越多的交通沿線土壤中高環(huán)PAHs的含量會(huì)越高（段海靜，2016）。

表1 交通用地和農(nóng)用地等土壤16種PAHs濃度的對(duì)比Table 1 Comparison of 16 PAHs concentration in traffic and farmland soil in previous studies

表2 交通道路土壤多環(huán)芳烴類型及比例Table 2 The types and proportions of PAHs in the soil along traffic road in previous studies

交通道路沿線兩側(cè)土壤中PAHs含量隨著與交通道路距離的增加而降低，如Yang et al.（1991）利用氣相色譜法對(duì)城市道路附近地表土PAHs進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)隨著距離增加土壤中的PAHs含量降低，道路沿線15 m以內(nèi)土壤PAHs濃度顯著。Kumar et al.（2014）發(fā)現(xiàn)印度北部城市旁遮普邦交通道路兩邊表層土壤中PAHs在路邊1 m處污染最嚴(yán)重，1～3 m處PAHs濃度逐漸降低。Gateuille et al.（2014）對(duì)法國(guó)塞納河盆地公路邊農(nóng)田土壤PAHs含量進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)隨著與公路距離的增加，土壤中 PAHs含量逐漸下降，在40 m處達(dá)到背景值。

2 交通道路沿線多環(huán)芳烴溯源

交通沿線土壤中PAHs來(lái)源受人為源和自然源影響。自然源 PAHs構(gòu)成即土壤背景值（Wilcke，2007；Wilcke et al.，2003），人為來(lái)源卻很復(fù)雜，包括未經(jīng)燃燒的石油類產(chǎn)品、公路建設(shè)材料揮發(fā)泄露等，以及燃料的不充分燃燒，如機(jī)動(dòng)車尾氣排放、工業(yè)煉焦、煉油、火力發(fā)電、燃煤取暖、秸稈燃燒等（Finlayson-Pitts et al.，1997；Li et al.，2006）。隨著城市化進(jìn)程加快，人類活動(dòng)產(chǎn)生的大量 PAHs直接或通過(guò)降雨、降雪和降塵等間接過(guò)程進(jìn)入地表土壤、水體和生物體等環(huán)境介質(zhì)中（丁克強(qiáng)等，2001；彭華等，2009；Fernandez et al.，1999；Hoff et al.，1997）。交通沿線PAHs人為來(lái)源具體可分為三大類，交通源、工業(yè)源和民用污染源，其中交通源和工業(yè)源是交通沿線土壤PAHs的主要污染來(lái)源（郭瑾等，2018）。

污染源中PAHs的遷移特征受其本身物理化學(xué)性質(zhì)和周圍環(huán)境的影響，分子量小的2～3環(huán)PAHs主要以氣態(tài)形式存在，存在于大氣環(huán)境中，容易遷移；4環(huán)PAHs在氣態(tài)和顆粒態(tài)中分配相當(dāng)；而大分子量的5～6環(huán)PAHs則主要以顆粒態(tài)存在，不易發(fā)生移動(dòng)，更容易吸附在周邊土壤中（馬光軍等，2009；王靜等，2005）。在交通區(qū)和工業(yè)區(qū)等區(qū)域，由于高強(qiáng)度的工業(yè)活動(dòng)以及交通行為，多種復(fù)雜來(lái)源的PHAs通過(guò)干濕沉降進(jìn)入這些功能區(qū)土壤中，使PAHs負(fù)荷遠(yuǎn)高于其他地區(qū)，如杜芳芳（2014）發(fā)現(xiàn)上海地區(qū)位于交通繁忙的路段和老工業(yè)區(qū)PAHs含量均較高。在交通道路沿線，機(jī)動(dòng)車尾氣是大氣顆粒物和地表土壤中 PAHs的主要來(lái)源（Yang et al.，1991），如 Agarwal（2009）發(fā)現(xiàn)印度德里3個(gè)典型交通地段的土壤總PAHs含量明顯高于其他功能區(qū)。

PAHs經(jīng)大氣傳輸與沉降進(jìn)入交通沿線環(huán)境中，不同污染源對(duì)土壤中各種PAHs的質(zhì)量分?jǐn)?shù)有著不同的貢獻(xiàn)比率。交通沿線土壤PAHs的來(lái)源一般采用源解析方法確定，具體有特征比值法、因子分析-主成分分析法、多元線性回歸法和化學(xué)質(zhì)量平衡法等（陳思，2014），其中以特征比值法應(yīng)用較多。前人對(duì)8個(gè)交通區(qū)域沿線土壤的PAHs源解析結(jié)果表明（表3），附近有工業(yè)區(qū)的交通沿線區(qū)域PAHs的主要貢獻(xiàn)源為交通燃料燃燒和化石燃料燃燒，而附近無(wú)工業(yè)區(qū)的交通沿線區(qū)域PAHs主要來(lái)源是車輛燃料燃燒，這充分說(shuō)明機(jī)動(dòng)車排放是交通沿線土壤PAHs污染的重要來(lái)源。除燃燒源外，交通沿線土壤中的 PAHs有一小部分來(lái)自石油源（段海靜，2016），與公路運(yùn)輸有關(guān)，車輛行駛中燃油泄漏，含油原料運(yùn)輸途中發(fā)生泄漏，以及車輛在路邊維修時(shí)丟棄的含油污垃圾等，都會(huì)使 PAHs釋放到交通沿線的空氣和土壤中。

3 交通道路沿線多環(huán)芳烴風(fēng)險(xiǎn)與防控

3.1 交通沿線土壤多環(huán)芳烴累積的人體健康風(fēng)險(xiǎn)

PAHs具有“三致效應(yīng)”，含量較高的交通區(qū)土壤對(duì)人類具有較大的健康風(fēng)險(xiǎn)（Mehr et al.，2016）。風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)主要可以分為劑量-效應(yīng)評(píng)價(jià)和暴露評(píng)價(jià)兩種。劑量-效應(yīng)評(píng)價(jià)是定量估算PAHs暴露水平與暴露人群或生物種群中出現(xiàn)不良反應(yīng)發(fā)生率之間的關(guān)系，由于數(shù)據(jù)獲取難，現(xiàn)多用組分分析法，即以PAHs中毒性最強(qiáng)的BaP（苯并(a)芘）為基準(zhǔn)通過(guò)引入毒性當(dāng)量因子進(jìn)行其他組分的換算。暴露評(píng)價(jià)則對(duì)人群暴露于有害因子下的強(qiáng)度、頻率、時(shí)間和暴露途徑等進(jìn)行測(cè)量估算或預(yù)測(cè)的過(guò)程（Ban et al.，2018）。通過(guò)3種方式暴露于土壤中的PAHs：誤食土壤、皮膚接觸和呼吸，利用終生癌癥風(fēng)險(xiǎn)增量模型（Incremental Lifetime Cancer Risk，ILCR）評(píng)估不同年齡段人群暴露于研究區(qū)域土壤PAHs的健康風(fēng)險(xiǎn)（鄭太輝等，2014）。Kamal et al.（2015）在交通區(qū)域調(diào)查研究得出拉合爾市區(qū)的交通警察和司機(jī)通過(guò)粉塵攝入和皮膚接觸處于高患癌風(fēng)險(xiǎn)之中，另有研究發(fā)現(xiàn)PAHs的皮膚接觸暴露途徑比吸入攝入途徑風(fēng)險(xiǎn)高（Mehr et al.，2016）。Slezakova et al.（2013）在里斯本和波爾圖交界處的交通沿線區(qū)域進(jìn)行土壤采樣，使用 TEF（Toxicity Equivalency Factors）法評(píng)估暴露于PAHs顆粒物的風(fēng)險(xiǎn)，發(fā)現(xiàn)終生肺癌風(fēng)險(xiǎn)估計(jì)值超過(guò)健康指南水平，表明其區(qū)域 PM2.5結(jié)合 PAHs暴露可能會(huì)導(dǎo)致潛在的健康風(fēng)險(xiǎn)。林道輝等（2008）采樣分析了交通道路旁茶園多介質(zhì)環(huán)境中PAHs的濃度水平，結(jié)果表明汽車尾氣在一定程度上造成了路邊茶園的PAHs污染，尤其是老葉蓄積毒性較強(qiáng)的高環(huán)PAHs，且5～6環(huán)PAHs的比例顯著高于嫩葉，在茶樹(shù)生長(zhǎng)過(guò)程中，茶鮮葉會(huì)逐漸積累環(huán)境中毒性更強(qiáng)的高環(huán)PAHs。Chen et al.（2015）調(diào)查分析了中國(guó)吉林省長(zhǎng)春市主要公路沿線農(nóng)田玉米和表層土壤中 16種重要PAHs的分布特征，采用危險(xiǎn)指數(shù)（HI）和風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（RI）評(píng)估人體健康風(fēng)險(xiǎn)，認(rèn)為長(zhǎng)期暴露于高濃度的混合PAHs中會(huì)導(dǎo)致皮膚癌、肺癌、胃癌、肝癌和其他疾病，必須嚴(yán)格控制PAHs污染。由于PAHs的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)中仍然存在許多不確定性（Yu et al.，2008；陽(yáng)文銳等，2007），因此減少風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)不確定性對(duì)于科學(xué)的評(píng)價(jià)結(jié)果很重要，需要進(jìn)一步探究和實(shí)例驗(yàn)證，從而對(duì)交通沿線農(nóng)田土壤 PAHs的風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行科學(xué)評(píng)價(jià)。

表3 交通沿線多環(huán)芳烴的來(lái)源及組成Table 3 The source and composition of PAHs in previous studies

3.2 交通沿線土壤多環(huán)芳烴的防控措施

3.2.1 交通排放防控措施

交通排放是交通道路沿線土壤PAHs的重要來(lái)源之一，PAHs排放特征與機(jī)動(dòng)車工況、發(fā)動(dòng)機(jī)類型、燃料種類等關(guān)系密切。

不同工況下機(jī)動(dòng)車尾氣中 PAHs排放差異顯著，怠速工況時(shí)排放的PAHs大于行駛工況（蔚雋，2006）。曾凡剛等（2002）發(fā)現(xiàn)加速工況下汽車尾氣排放的總懸浮顆粒物、可吸入顆粒物中的致癌PAHs含量明顯大于怠速工況。胡偉等（2008）采用底盤測(cè)功機(jī)模擬汽車加速、減速、勻速和怠速過(guò)程，也發(fā)現(xiàn)加速工況下汽油車尾氣中PAHs含量最大，勻速工況下含量最小，且柴油車和汽油車尾氣排放的PAHs含量基本滿足勻速<減速<怠速<加速。Suman et al.（2016）發(fā)現(xiàn)交叉路口繁忙的交通負(fù)荷和交通擁堵會(huì)導(dǎo)致交通速度降低以及頻繁的換檔，從而造成PAHs排放量的增加。因此，可通過(guò)提高城市道路的通行能力和服務(wù)水平，減少機(jī)動(dòng)車停車等待時(shí)間即怠速時(shí)間減少PAHs的排放。

發(fā)動(dòng)機(jī)類型對(duì)PAHs的排放影響也較大。蔚雋（2006）選取化油器式發(fā)動(dòng)機(jī)汽油車、電子控制燃油噴射式發(fā)動(dòng)機(jī)汽油車和天然氣動(dòng)力車作為代表車型進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)PAHs排放量為化油器車>電噴車>天然氣車，曾凡剛等（2002）的研究也表明對(duì)于小轎車電噴裝置可以降低 PAHs含量。另外，Stankovic et al.（2008）研究發(fā)現(xiàn)發(fā)動(dòng)機(jī)故障和電機(jī)磨損通常會(huì)增加PAHs的排放量。在改善發(fā)動(dòng)機(jī)方面，可通過(guò)推廣電噴裝置降低機(jī)動(dòng)車尾氣排放的PAHs，或者使用后處理裝置（凈化器）降低柴油機(jī)排放，凈化有害排氣成分（黃恒等，2015；樓狄明等，2014）。樓狄明等（2014）研究了燃用生物柴油混合燃料BD20使用后處理裝置（DOC、DPF和CDPF）對(duì)柴油機(jī)的顆粒PAHs排放特性、成分和毒性的影響，發(fā)現(xiàn)采用后處理裝置均降低柴油機(jī)的顆粒PAHs排放和毒性，可有效地實(shí)現(xiàn)對(duì)生物柴油發(fā)動(dòng)機(jī)顆粒PAHs排放和毒性的控制。

燃料不同造成的污染程度會(huì)有很大差異，有研究發(fā)現(xiàn)柴油車尾氣中的PAHs含量大于汽油車，其次為液化氣車，最后為清潔燃料車（曾凡剛等，2002；胡偉等，2008），未使用清潔燃料和凈化器的機(jī)動(dòng)車尾氣中的致癌PAHs的含量很高（曾凡剛等，2002）。由于生物柴油具有多種優(yōu)良特性，可在柴油轎車中適量添加從而降低PAHs排放（譚吉華等，2009；譚丕強(qiáng)等，2013）。此外，油品品質(zhì)也對(duì)PAHs排放影響顯著，油品中PAHs含量增加，則排放氣體中PAHs量也增加，并且呈線性關(guān)系（郭紅松等，2013；沈言謹(jǐn)，2006）。曾凡剛等（2002）對(duì)柴油車、汽油車、液化石油氣車、清潔燃料車等尾氣中的致癌PAHs含量進(jìn)行了測(cè)定，認(rèn)為使用清潔燃料并使用凈化器加強(qiáng)機(jī)動(dòng)車改造，可減少向大氣中排放致癌PAHs的含量。

對(duì)于交通源的防控，除了改善發(fā)動(dòng)機(jī)類型、完善后處理裝置技術(shù)、提高油品級(jí)別和改善油品品質(zhì)外，還可以從城市交通管理和規(guī)劃上著手，提高城市道路的通行能力和服務(wù)水平，減少機(jī)動(dòng)車停車等待時(shí)間即怠速時(shí)間降低PAHs排放；通過(guò)建設(shè)高效環(huán)保公共交通，倡導(dǎo)拼車上班等方式來(lái)控制機(jī)動(dòng)車數(shù)量（王茂福，2010），支持共享汽車和共享單車發(fā)展（荊文娜，2016；梁麗雯，2017），以及采用增收停車費(fèi)、社會(huì)宣傳等輔助手段控制PAHs排放（胡俊超，2007）。

3.2.2 沿線林帶防護(hù)措施

目前中國(guó)交通沿線防護(hù)林帶主要作用是降噪效果、吸附 PM2.5和減少重金屬污染等，對(duì)林帶削減吸收PAHs的機(jī)理及應(yīng)用研究尚不多見(jiàn)。有研究表明，大氣可吸入顆粒物、特別是細(xì)顆粒物（PM2.5）中的有機(jī)成分含量超過(guò)30%，而PAHs是其中的重要組成部分（楊成閣，2014）。因此，林帶對(duì)PAHs的吸收阻滯作用參考林帶吸收PM2.5顆粒的研究。

林帶設(shè)計(jì)主要從有效寬度、樹(shù)種兩方面考慮。在林帶有效寬度方面，研究者針對(duì)不同道路得出相應(yīng)結(jié)論，對(duì)PHAs防控具有一定參考價(jià)值，如陳上杰等（2015）發(fā)現(xiàn)北京北五環(huán)道路20 m林帶寬度可使 PM2.5濃度明顯降低；劉萌萌（2014）以北京市奧林匹克森林公園南園的榆樹(shù)Ulmus pumila林、毛白楊Populus tomentosa、旱柳Salix matsudana混交林和楊樹(shù)Populus tremula林3處道路防護(hù)林帶為研究對(duì)象，發(fā)現(xiàn)阻滯吸附顆粒物的有效林帶寬度為18～23 m；阮宏華等（1999）認(rèn)為公路兩側(cè)林帶寬度不小于40 m才能達(dá)到防止Pb污染的目的；王成等（2007）認(rèn)為 40～60 m 寬的林帶對(duì)降低日流量5～8萬(wàn)輛汽車的高速公路重金屬污染防治效果較好；楊奕如等（2009）發(fā)現(xiàn)20 m寬的林帶對(duì)205國(guó)道汽車尾氣的擴(kuò)散沉降有較明顯的防護(hù)作用。

林帶樹(shù)種需因地制宜選擇當(dāng)?shù)匚锓N，首要選取吸附性強(qiáng)、抗性強(qiáng)的植物（葛昊等，2011），其次應(yīng)根據(jù)交通干線兩側(cè)的PAHs污染狀況，選擇適合的樹(shù)種，對(duì)空氣中的PAHs進(jìn)行吸收阻滯。前人針對(duì)不同區(qū)域、不同樹(shù)種對(duì)PHAs的吸收效果進(jìn)行研究，并取得有一定成果。Fellet et al.（2016）研究了意大利常用于城市景觀（金邊埃比胡頹子Elaeagnus pungens var. varlegata、花葉冬青 Ilex aquifolium ‘Aureomarginata’、月桂 Laurus nobilis、日本女貞 Ligustrum japonicum Thunb.、紅葉石楠Photiniax fraseri等）的6種常綠灌木葉片中16種PAHs的積累，發(fā)現(xiàn)植物葉片能捕獲5環(huán)和6環(huán)的潛在致癌 PAHs，如苯并（b）熒蒽、苯并（k）熒蒽捕獲效率最高的是金邊埃比胡頹子、日本女貞和月桂。潘勇軍（2005）對(duì)樟樹(shù)Cinnamomum Camphora人工生態(tài)系統(tǒng)中 PAHS的累積與分布特征進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)樟樹(shù)人工林對(duì)PAHs具有較強(qiáng)的積累作用，是吸收和去除有機(jī)污染物的理想植物。曾小林等（2010）發(fā)現(xiàn)上海地區(qū)常用綠化樹(shù)種欒樹(shù)Koelreuteria paniculata、樟樹(shù)、廣玉蘭 Magnolia grandiflora、鵝掌楸Liriodendron chinensis可以降低土壤中PAHs的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。鄭威（2008）發(fā)現(xiàn)欒樹(shù)、樟樹(shù)、鵝掌楸、廣玉蘭內(nèi)PAHs總含量（包括根，干，葉）高低順序?yàn)闄铇?shù)>樟樹(shù)>馬褂木>廣玉蘭。

3.2.3 作物風(fēng)險(xiǎn)防控措施

植物對(duì)PAHs吸收的效果主要取決于植物種類對(duì)其的同化能力，不同植物品種因其生理特性不同，對(duì) PAHs 的吸收效果存在一定差異（黃勇，2011）。根系類型也影響著PAHs的吸收能力，須根系根的富集能力比直根系根高4～6倍（沈菲等，2007），Huelster et al.（1994）與 White et al.（2003）研究發(fā)現(xiàn)，夏南瓜 Cucurbita pepo L.根系分泌物可以有效促進(jìn)植物對(duì)PAHs的吸收。對(duì)于同一作物的不同部分來(lái)說(shuō)，PAHs含量也有一定規(guī)律。沈菲等（2007）發(fā)現(xiàn)大豆 Glycine max、絲瓜 Loofah aegyptiaca不同部位15種PAHs總濃度大小順序?yàn)槿~>豆殼>葉莖>根>主莖>豆、葉>莖>果（絲瓜）>根，葉菜類中PAHs濃度約為根莖類中的4倍，大豆的豆殼PAHs濃度為豆的4倍，總體地上部分大于地下部分，且果、莖、根等菜類中的 PAHS大多富集在其皮上，不同類蔬菜可食用部分的PAHs含量為葉菜類>果菜類>肉質(zhì)根莖類。因此，在交通道路沿線農(nóng)田可選擇PAHs吸收效果較弱的作物，如茄子Solanum melongena、蘿卜Raphanus sativus L.等表面光滑的果菜類和根莖類蔬菜，食用風(fēng)險(xiǎn)性較低，去皮后相對(duì)安全，最大程度降低人類的食用風(fēng)險(xiǎn)。在PAHs污染較嚴(yán)重的交通道路沿線農(nóng)田地區(qū)，不應(yīng)種植農(nóng)作物或蔬菜等食用品，防止PAHs通過(guò)食物鏈傳遞在人體內(nèi)富集，可選取非食用品種，如苜蓿 Medicago Sativa、廣玉蘭、黑麥苗 Triticum aestivum等修復(fù)土壤，吸收降解部分PAHs（丁克強(qiáng)等，2002；董彥等，2013；高彥征等，2005）。關(guān)于交通道路沿線農(nóng)田PAHs農(nóng)作物風(fēng)險(xiǎn)防控今后可選擇更多經(jīng)濟(jì)類作物進(jìn)行研究，進(jìn)一步探究混合植物模式防控效果，研究其對(duì)PAHS污染土壤的修復(fù)能力，以及對(duì)復(fù)合型污染土壤的修復(fù)效果。對(duì)于道路兩旁PAHs含量較高的農(nóng)田，不僅采用植物修復(fù)技術(shù)，還應(yīng)輔以微生物修復(fù)、生物聯(lián)合修復(fù)、物理修復(fù)等技術(shù)，使農(nóng)田得以可持續(xù)利用（Yu et al.，2011）。

4 結(jié)論及建議

4.1 結(jié)論

本文通過(guò)對(duì)相關(guān)文獻(xiàn)的綜述，得出以下結(jié)論：

（1）按照歐洲農(nóng)業(yè)土壤中PAHs的污染程度分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，前人研究的7個(gè)地區(qū)的交通沿線土壤PAHs大多屬于嚴(yán)重污染，且PAHs濃度高于農(nóng)村地區(qū)和郊區(qū)農(nóng)用地，印度、伊拉克的城市交通地區(qū) PAHs濃度是郊區(qū)農(nóng)用地的5倍以上，上海市交通區(qū)域是農(nóng)村地區(qū)的2.4倍。交通沿線土壤PAHs結(jié)構(gòu)以4～6環(huán)為主，隨著與道路距離的增加，土壤中PAHs含量逐漸下降。

（2）無(wú)工業(yè)區(qū)的交通沿線土壤中PAHs的主要來(lái)源為交通燃料燃燒，有工業(yè)區(qū)的交通沿線土壤中PAHs的主要來(lái)源為交通燃料燃燒和化石燃料燃燒。交通排放是交通區(qū)域土壤中PAHs的重要來(lái)源之一。

（3）PAHs含量較高的交通區(qū)土壤對(duì)人類具有較大的健康風(fēng)險(xiǎn)，PAHs經(jīng)誤食和皮膚接觸對(duì)人體致癌貢獻(xiàn)最大。交通沿線PAHs的防控措施主要有3種，（1）通過(guò)改進(jìn)發(fā)動(dòng)機(jī)技術(shù)、提高油品級(jí)別、優(yōu)先使用清潔能源、完善城市交通管理以減少PAHs排放。（2）從有效寬度、樹(shù)種兩方面優(yōu)化設(shè)計(jì)交通沿線防護(hù)林帶，吸收和阻滯空氣及顆粒物中的PAHs。（3）交通沿線農(nóng)田可通過(guò)種植對(duì)PAHs吸收較弱的作物降低食用風(fēng)險(xiǎn)，對(duì)污染嚴(yán)重的農(nóng)田土壤采用微生物、生物聯(lián)合、物理等技術(shù)進(jìn)行修復(fù)，使農(nóng)田得以可持續(xù)利用。

4.2 建議

現(xiàn)有研究大多對(duì)交通沿線土壤的PAHs特征進(jìn)行分析，對(duì)農(nóng)田土壤PAHs污染關(guān)注較少，尤其是對(duì)交通干線農(nóng)作物與其種植土壤中PAHs的賦存特征、遷移分配以及來(lái)源定量鑒定、健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的研究相對(duì)匱乏。未來(lái)亟需加強(qiáng)對(duì)交通干線農(nóng)田土壤PAHs研究。可通過(guò)建立交通干線兩側(cè)農(nóng)田土壤PAHs的輸入輸出清單，聯(lián)合多種源解析方法揭示交通排放等對(duì)沿線農(nóng)田土壤PAHs的具體貢獻(xiàn)，并建立科學(xué)的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估體系，明確農(nóng)田土壤中 PAHs對(duì)暴露人群的健康影響，提出科學(xué)有效的風(fēng)險(xiǎn)防控措施。

PAHs廣泛分布于環(huán)境中并且具有“三致”性，因此國(guó)內(nèi)外對(duì)PAHs污染的研究越來(lái)越多，交通干線土壤PAHs污染也被越來(lái)越多的研究者所重視，但PAHs標(biāo)準(zhǔn)在中國(guó)還處于空白狀態(tài)，國(guó)內(nèi)研究缺少相關(guān)參照標(biāo)準(zhǔn)，美國(guó)、荷蘭、加拿大等國(guó)家已經(jīng)制定并逐步完善PAHs環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)，中國(guó)應(yīng)根據(jù)國(guó)內(nèi)PAHs污染的實(shí)際情況制定相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)，為后續(xù)研究提供可參考依據(jù)。

隨著社會(huì)發(fā)展與物質(zhì)水平的提高，機(jī)動(dòng)車保有量日益增加，尾氣中PAHs的排放量也日趨上升，交通沿線農(nóng)田土壤PAHs污染問(wèn)題日益嚴(yán)重，所帶來(lái)的潛在風(fēng)險(xiǎn)也日益突出?，F(xiàn)有研究通過(guò)源解析證明了車輛排放對(duì)道路兩側(cè)土壤PAHs累積的貢獻(xiàn)，并評(píng)估了PAHs的健康風(fēng)險(xiǎn)，但針對(duì)交通道路沿線農(nóng)田土壤PAHs的評(píng)價(jià)研究仍然較少。因此，交通道路沿線農(nóng)田土壤PAHs的研究應(yīng)引起重視，相關(guān)研究有待進(jìn)一步深入。

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