交通道路沿線土壤多環(huán)芳烴污染及風(fēng)險(xiǎn)防控綜述

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。

AGARWAL T. 2009. Concentration level, pattern and toxic potential of PAHs in traffic soil of Delhi, India [J]. Journal of Hazardous Materials 171(1-3): 894-900.

AMJADIAN K, SACCHI E, MEHR M. R, et al. 2016. Heavy metals (HMs)and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in soils of different land uses in Erbil metropolis, Kurdistan Region, Iraq [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 188(11): 605.

BAN H, PARK J Y, LEE D, et al. 2018.Impact of exposure factor selection on deterministic consumer exposure assessment [J]. Regulatory Toxicology & Pharmacology, (94)94.

BIASIOLI M, AJMONE-MARSAN F. 2007. Organic and inorganic diffuse contamination in urban soils: the case of Torino (Italy) [J]. Journal of Environmental Monitoring, 9(8): 862-868.

CACHADA A, PATO P, ROCHA-SANTOS T, et al. 2012. Levels, sources and potential human health risks of organic pollutants in urban soils [J].Science of the Total Environment, 430: 184-92.

CHEN S C, LIAO C M. 2006. Health risk assessment on human exposed to environmental polycyclic aromatic hydrocarbons pollution sources [J].Science of the Total Environment, 366(1): 112-23.

CHEN Y N, ZHANG J Q, MA Q Y, et al. 2015. Human health risk assessment and source diagnosis of polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs) in the corn and agricultural soils along main roadside in Changchun, China [J]. Human & Ecological Risk Assessment An International Journal, 22(3): 706-720.

CHENG J P, YUAN T, WU Q, et al. 2007. PM10-bound polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and cancer risk estimation in the atmosphere surrounding an industrial area of Shanghai, China [J]. Water Air and Soil Pollution, 183(1-4): 437-446.

DAS M, PATEL D K, SARMA A K, et al. 2016. Assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons and heavy metals pollution in soils of Guwahati city, Assam, India [J]. Current Science, 110(12): 2285-2292.

FELLET G, POSCIC F, LICEN S, et al. 2016. PAHs accumulation on leaves of six evergreen urban shrubs: A field experiment [J]. Atmospheric Pollution Research, 7(5): 915-924.

FERNANDEZ P, VILANOVA R M, GRIMALT J O, et al. 1999. Sediment fluxes of polycyclic aromatic hydrocarbons in European high altitude mountain lakes [J]. Environmental Science & Technology, 33(21):3716-3722.

FINLAYSON-PITTS B J, PITTS J N. 1997. Tropospheric air pollution:Ozone, airborne toxics, polycyclic aromatic hydrocarbons, and particles [J]. Science, 276(5315): 1045-1052.

GARCIA-FLORES E, WAKIDA F T, DOLORES RODRIGUEZMENDIVIL D, et al. 2016. Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Road-Deposited Sediments and Roadside Soil in Tijuana, Mexico [J].Soil and Sediment Contamination: An International Journal, 25(2):223-239.

GATEUILLE D, EVRARD O, LEFEVRE I, et al. 2014. Combining measurements and modelling to quantify the contribution of atmospheric fallout, local industry and road traffic to PAH stocks in contrasting catchments [J]. Environmental Pollution, 189(12): 152-160.HOFF R M, STRACHAN W M J, SWEET C W, et al. 1996. Atmospheric deposition of toxic chemicals to the Great Lakes: A review of data through 1994 [J]. Atmospheric Environment, 30(20): 3505-3527.

HUELSTER A, MUELLER J F, MARSCHNER H, et al. 1994. Soil-plant transfer of polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans to vegetables of the cucumber family (Cucurbitaceae) [J]. Environmental Science and Technology, 28(6): 1110-1115.

JONES K C, DE VOOGT P. 1999. Persistent organic pollutants (POPs):state of the science [J]. Environmental Pollution, 100(1-3): 209-221.

KAMAL A, MALIK R N, MARTELLINI T, et al. 2015. Source, profile, and carcinogenic risk assessment for cohorts occupationally exposed to dust-bound PAHs in Lahore and Rawalpindi cities (Punjab province,Pakistan) [J]. Environmental Science and Pollution Research, 22(14):10580-10591.

KARACA G. 2016. Spatial Distribution of Polycyclic Aromatic Hydrocarbon (PAH) Concentrations in Soils from Bursa, Turkey [J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 70(2):406-417.

KUMAR A V, KOTHIYAL N C, KUMARI S, et al. 2014. Determination of some carcinogenic PAHs with toxic equivalency factor along roadside soil within a fast developing northern city of India [J]. Journal of Earth System Science, 123(3): 479-489.

KUMAR V, KOTHIYAL N C, SARUCHI. 2016. Analysis of Polycyclic Aromatic Hydrocarbon, Toxic Equivalency Factor and Related Carcinogenic Potencies in Roadside Soil within a Developing City of Northern India [J]. Polycyclic Aromatic Compounds, 36(4): 506-526.

LI X H, MA L L, LIU X F, et al. 2006. Polycyclic aromatic hydrocarbon in urban soil from Beijing, China [J]. Journal of Environmental Sciences,18(5): 944-950.

LIU A, MA Y, DEILAMI K, et al. 2017. Ranking the factors influencing polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) build-up on urban roads [J].Ecotoxicology and Environmental Safety, 139: 416-422.

MARUSENKO Y, HERCKES P, HALL S J. 2011. Distribution of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Soils of an Arid Urban Ecosystem [J]. Water Air and Soil Pollution, 219(1-4): 473-487.

MEHR M. R, KESHAVARZI B, MOORE F, et al. 2016. Contamination level and human health hazard assessment of heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in street dust deposited in Mahshahr, southwest of Iran [J]. Human and Ecological Risk Assessment, 22(8): 1726-1748.

SHI B F, WU Q L, OUYANG H X, et al. 2015. Distribution and source apportionment of polycyclic aromatic hydrocarbons in the surface soil of Baise, China [J]. Environmental Monitoring and Assessment,187(5): 232.

SLEZAKOVA K, CASTRO D, DELERUE-MATOS C, et al. 2013. Impact of vehicular traffic emissions on particulate-bound PAHs: Levels and associated health risks [J]. Atmospheric Research, 127: 141-147.

STANKOVIC D, KRSTIC B, NIKOLIC N. 2008. Effect of traffic on the soil contamination with polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) [J].Biotechnology & Biotechnological Equipment, 22(2): 736-741.

SUMAN S, SINHA A, TARAFDAR A. 2016. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) concentration levels, pattern, source identification and soil toxicity assessment in urban traffic soil of Dhanbad, India [J].Science of the Total Environment, 545-546: 353-360.

WHITE J C, WANG X P, GENT M P N, et al. 2003. Subspecies-level variation in the phytoextraction of weathered p,p '-DDE by Cucurbita pepo [J]. Environmental Science & Technology, 37(19): 4368-4373.

WILCKE W, AMELUNG W, KRAUSS M, et al. 2003. Polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) patterns in climatically different ecological zones of Brazil [J]. Organic Geochemistry, 34(10): 1405-1417.

WILCKE W. 2007. Global patterns of polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs) in soil [J]. Geoderma, 141(3-4): 157-166.

YANG S Y N, CONNELL D W, HAWKER D W. 1991. Polycyclic aromatic hydrocarbons in air, soil and vegetation in the vicinity of an urban roadway [J]. Science of the Total Environment, 102: 229-240.

YU X Z, WU S C, WU F Y, et al. 2011. Enhanced dissipation of PAHs from soil using mycorrhizal ryegrass and PAH-degrading bacteria [J].Journal of Hazardous Materials, 186(2-3): 1206-1217.

YU Y J, GUO H C, LIU Y, et al. 2008. Mixed uncertainty analysis of polycyclic aromatic hydrocarbon inhalation and risk assessment in ambient air of Beijing [J]. Journal of Environmental Sciences, 20(4):505-512.

曾凡剛, 王瑋, 李劍, 等. 2002. 不同類型機(jī)動(dòng)車尾氣中致癌多環(huán)芳烴含量分析[J]. 江漢石油學(xué)院學(xué)報(bào), 24(2): 116-117.

曾小林, 朱凡. 2010. 廣玉蘭對(duì)柴油污染土壤中多環(huán)芳烴的修復(fù)作用研究[J]. 安徽農(nóng)學(xué)通報(bào), 16(9): 51-53.

陳上杰, 牛健植, 韓旖旎, 等. 2015. 道路綠化帶內(nèi)大氣 PM2.5質(zhì)量濃度變化特征[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 29(2): 100-105.

陳思. 2014. 松花江吉林市段多環(huán)芳烴的時(shí)空分布、來(lái)源解析和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[D]. 長(zhǎng)春: 吉林大學(xué).

丁克強(qiáng), 駱永明, 劉世亮, 等. 2002. 黑麥草對(duì)菲污染土壤修復(fù)的初步研究[J]. 土壤, 34(4): 233-236.

丁克強(qiáng), 駱永明. 2001. 多環(huán)芳烴污染土壤的生物修復(fù)[J]. 土壤, 33(4):169-178.

董繼元, 劉興榮, 張本忠, 等. 2015. 上海市居民暴露于多環(huán)芳烴的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào) , 24(1): 126-132.

董彥, 韓甜甜, 沈向, 等. 2013. 我國(guó)農(nóng)業(yè)土壤中 PAHs研究現(xiàn)狀[J]. 山東農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 44(1): 155-159.

杜芳芳. 2014. 上海市表層土壤多環(huán)芳烴的時(shí)空分布特征、溯源及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[D]. 上海: 華東師范大學(xué).

段海靜. 2016. 路域環(huán)境多介質(zhì) PAHs污染與綜合健康風(fēng)險(xiǎn)分析[D]. 開(kāi)封: 河南大學(xué).

高彥征, 凌婉婷, 朱利中, 等. 2005. 黑麥草對(duì)多環(huán)芳烴污染土壤的修復(fù)作用及機(jī)制[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 24(3): 498-502.

葛昊, 沈永寶. 2011. 高速公路防護(hù)林帶設(shè)計(jì)探討[J]. 林業(yè)工程學(xué)報(bào),25(2): 6-11.

郭紅松, 史永萬(wàn), 陸紅雨, 等. 2013. 柴油油品對(duì)發(fā)動(dòng)機(jī)顆粒物中SOF及PAHs排放的影響研究[J]. 小型內(nèi)燃機(jī)與車輛技術(shù), 42(1): 70-73.

郭瑾, 葛蔚, 柴超, 等. 2018..化學(xué)工業(yè)區(qū)周邊土壤中多環(huán)芳烴含量、來(lái)源及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[J]. 環(huán)境化學(xué), 14(2): 296-309.

胡俊超. 2007. 上海市汽車尾氣中多環(huán)芳烴排放與大氣中多環(huán)芳烴暴露分析[D]. 大連: 大連海事大學(xué).

胡偉, 鐘秦, 袁青青, 等. 2008. 不同類型機(jī)動(dòng)車尾氣中的多環(huán)芳烴含量分析[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 28(12): 2493-2498.

黃恒, 謝小鵬, 劉輝龍, 等. 2015. 柴油機(jī)節(jié)能減排技術(shù)研究[J]. 潤(rùn)滑與密封, 40(11): 108-111.

黃勇. 2011. 城市植物葉片 PAHs特性及對(duì)土壤微生物與酶的影響[D].長(zhǎng)沙: 中南林業(yè)科技大學(xué).

荊文娜. 2016. 政府也應(yīng)關(guān)注共享單車的停放[N]. 中國(guó)經(jīng)濟(jì)導(dǎo)報(bào),2016-12-30(B04).

梁麗雯. 2017. “共享汽車”發(fā)展正當(dāng)時(shí)[J]. 金融科技時(shí)代, (3): 87.

林道輝, 朱利中. 2008. 交通道路旁茶園多環(huán)芳烴的污染特征[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 28(7): 577-581.

劉萌萌. 2014. 林帶對(duì)阻滯吸附PM2.5等顆粒物的影響研究[D]. 北京: 北京林業(yè)大學(xué).

樓狄明, 高帆, 姚笛, 等. 2014. 不同后處理裝置生物柴油發(fā)動(dòng)機(jī)顆粒多環(huán)芳烴排放[J]. 內(nèi)燃機(jī)工程, 35(4): 31-35.

馬光軍, 梁晶, 方海蘭, 等. 2009. 上海市主要道路綠地土壤中多環(huán)芳烴的分布特征[J]. 土壤, 41(5): 738-743.

潘勇軍. 2005. 樟樹(shù)人工林生態(tài)系統(tǒng)多環(huán)芳烴(PAHs)積累與分布特征研究[D]. 長(zhǎng)沙: 中南林學(xué)院.

彭馳, 王美娥, 廖曉蘭, 等. 2010. 城市土壤中多環(huán)芳烴分布和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 21(2): 514-522.

彭華, 王維思. 2009. 河南省典型農(nóng)業(yè)區(qū)域土壤中多環(huán)芳烴污染狀況研究[J]. 中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè), 25(2): 61-62.

任華堂, 韓凝, 夏建新, 等. 2009. 我國(guó)東部地區(qū)環(huán)境中多環(huán)芳烴的空間分布及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分析[J]. 應(yīng)用基礎(chǔ)與工程科學(xué)學(xué)報(bào), 17(增刊):113-124.

阮宏華, 姜志林. 1999. 城郊公路兩側(cè)主要森林類型鉛含量及分布規(guī)律[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 10(3): 362-364.

沈菲, 朱利中. 2007. 鋼鐵工業(yè)區(qū)附近農(nóng)田蔬菜PAHs的濃度水平及分布[J]. 環(huán)境科學(xué), 28(3): 669-672.

沈言謹(jǐn). 2006. 柴油中多環(huán)芳烴含量對(duì)顆粒物排放的影響[J]. 石油商技,24(3): 85-87.

孫小靜. 2011. 交通干道沿線土壤中多環(huán)芳烴污染特征及源分析[J]. 環(huán)境監(jiān)測(cè)管理與技術(shù), (b12):14-17.

譚吉華, 石曉燕, 張潔, 等. 2009. 生物柴油對(duì)柴油機(jī)排放細(xì)顆粒物及其中多環(huán)芳烴的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 30(10): 2839-2844.

譚丕強(qiáng), 周舟, 胡志遠(yuǎn), 等. 2013. 柴油轎車顆粒多環(huán)芳烴的排放特性[J]. 環(huán)境科學(xué), 34(3): 1150-1155.

王成, 郄光發(fā), 楊穎, 等. 2007. 高速路林帶對(duì)車輛尾氣重金屬污染的屏障作用[J]. 林業(yè)科學(xué), 43(3): 1-7.

王迪, 羅銘, 張茜, 等. 2012. 天津西青區(qū)不同功能區(qū)土壤中多環(huán)芳烴分布特征研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), (12): 2374-2380.

王靜, 朱利中. 2005. 交通干線空氣中多環(huán)芳烴的干、濕沉降[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 25(4): 471-474.

王茂福. 2010. 拼車的發(fā)展及其效應(yīng)[J]. 中國(guó)軟科學(xué), (11): 54-61.

蔚雋. 2006. 西安市機(jī)動(dòng)車排放尾氣中多環(huán)芳烴對(duì)大氣環(huán)境的影響研究[D]. 西安: 西安建筑科技大學(xué).

陽(yáng)文銳, 王如松, 黃錦樓, 等. 2007. 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)及研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 18(8): 1869-1876.

楊成閣. 2014. 貴陽(yáng)市PM10、PM2.5及其中多環(huán)芳烴的污染特征與來(lái)源解析研究[D]. 貴陽(yáng): 貴州師范大學(xué).

楊奕如, 殷云龍, 於朝廣, 等. 2009. 205國(guó)道兩側(cè)農(nóng)田土壤和水稻葉片及糙米中重金屬含量的空間分布特征[J]. 植物資源與環(huán)境學(xué)報(bào),18(2): 73-79.

張進(jìn). 2008. 上海典型地區(qū)環(huán)境介質(zhì)中多環(huán)芳烴的來(lái)源和分布特征研究[D]. 上海: 上海交通大學(xué).

張枝煥, 盧另, 賀光秀, 等. 2011. 北京地區(qū)表層土壤中多環(huán)芳烴的分布特征及污染源分析[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 20(4): 668-675.

鄭太輝, 冉勇, 陳來(lái)國(guó), 等. 2014. 東江流域農(nóng)村土壤中多環(huán)芳烴的分布特征及其健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 23(4): 657-661.

鄭威. 2008. PAHs在4種綠化樹(shù)種體內(nèi)的分布及對(duì)其生理生態(tài)特性的影響[D]. 長(zhǎng)沙: 中南林業(yè)科技大學(xué).

朱利中, 王靜, 杜燁, 等. 2003. 汽車尾氣中多環(huán)芳烴(PAHs)成分譜圖研究[J]. 環(huán)境科學(xué), 24(3): 26-29.