浙江省農田土壤多環(huán)芳烴污染及風險評價

李欣紅，史咲頔，馬 瑾，方 迪，邱興華

（1.南京農業(yè)大學資源與環(huán)境科學學院，南京 210095；2.中國環(huán)境科學研究院環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，北京100012；3.北京大學環(huán)境科學與工程學院，環(huán)境模擬與污染控制國家重點聯合實驗室，北京 100871）

在發(fā)展中國家的工業(yè)歷史中，有機污染控制一直是一個關鍵的環(huán)境與健康問題。多環(huán)芳烴（PAHs）屬于典型的一類有機污染物，其分子結構中含有兩個或以上的苯環(huán)并以線性、簇狀或角狀排列，包括菲、萘、聯苯等，共有100多種，其中16種組分由于其致畸、致癌和致突變即“三致”效應被美國環(huán)境保護局（U.S.Environmental Protection Agency，USEPA）列入了優(yōu)先控制污染物的名單[1-2]。

PAHs可通過有機物的不完全燃燒或高溫裂解而首先進入大氣環(huán)境中，隨后經由擴散、干濕沉降、吸附等方式進入植被、水體、沉積物和土壤等環(huán)境介質中[1，3-7]，而土壤作為重要的環(huán)境污染物的匯，其他環(huán)境介質中90%以上的PAHs最終會匯集于土壤中[2]。PAHs還可以通過呼吸、皮膚接觸、膳食攝入等多種暴露途徑進入人體，從而極大增加人類患癌風險[8]。有研究表明，人體通過接觸土壤的PAHs暴露量高于空氣和水[9]。

浙江省位于長江經濟帶南翼，與上海市、江蘇省、安徽省共同構成的長江三角洲城市群已成為國際六大世界級城市群之一。伴隨著其工業(yè)化、城市化水平的不斷提高，能源和生物質的燃燒、交通尾氣排放和石油泄漏而產生的PAHs污染日趨嚴重。本研究在浙江省采集了62個代表性農田土壤樣品，分析其PAHs含量，并評估其潛在的生態(tài)、健康風險，旨在為當地土壤環(huán)境管理提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

本研究通過網格布點法選取了浙江地區(qū)62個表層土壤（0～20 cm），采樣點分布見圖1（A），采樣時間為2016年9月。為確保樣品的代表性，每個點位共采集5份子樣并均勻混合為一份。土壤樣品用干凈的不銹鋼鏟采集，去除礫石和動植物的殘體后風干、研磨過60目篩。處理后的土樣儲存于棕色磨口瓶中，于-4℃的冰箱中避光保存。

1.2 分析方法

準確稱量4 g土樣于濾紙筒（已抽提）中，并添加無水硫酸鈉吸收水分、適量經活化的銅片脫硫，最后加入回收率指示物。用250 mL乙酸乙酯索氏抽提24 h，提取液旋轉蒸發(fā)至約2 mL后，通過硅膠層析柱（硅膠0.6 cm i.d.×6 cm，上部填充0.5 cm的無水硫酸鈉）凈化。凈化小柱依次用8 mL乙酸乙酯、正己烷∶二氯甲烷（8∶2，V/V）、正己烷活化，最后用10 mL乙酸乙酯∶二氯甲烷（6∶4，V/V）混合溶劑洗脫目標物質，接取洗脫液。洗脫液經氮吹濃縮后，加入進樣內標后定容至1 mL，于-20℃冰箱中保存待測。

所測的目標物為USEPA列出的16種優(yōu)控PAHs。分析儀器為Agilent氣相色譜-質譜聯用儀（7890A-5975C），選用30 m長的Rxi-5MS色譜柱（內徑250 μm，膜厚0.25 μm；Restek Inc.，Bellefonte，PA，USA）。柱溫箱升溫程序為：初始溫度70℃，保持1 min；然后以8℃·min-1的升溫速率直至270℃；再以15℃·min-1升溫至300℃，保持12 min至目標物完全流出。質譜離子源采用電子轟擊電離源（Electron ionization mode，EI），選擇離子監(jiān)測模式（SIM）。進樣口溫度為250℃，以高純氦氣為載氣，選用無分流進樣模式，進樣量為1.0 μL。

實驗過程中所用有機溶劑包括正己烷、乙酸乙酯、二氯甲烷等購于Thermo Fisher Scientific（Fair Lawn，NJ，USA），且均為農殘級或以上級別。PAHs標準品及氘代內標物購自AccuStandard（New Haven，CT，USA）。

1.3 質量控制與質量保證

為了保證目標物定性和定量的準確性，采取以下質量控制措施：（1）信噪比大于5∶1；（2）選定離子對的同位素比值不超過理論值的15%；（3）目標物的保留時間和標準品差距在±0.1 min。只有同時滿足以上3點的目標峰才被定量。由于儀器無法區(qū)分B（j）F和B（k）F，將二者合并為B（j）kF討論。

實驗過程中每8個樣品為一批，包括1個平行樣和1個方法空白。樣品經提取、凈化后，回收率指示物的回收率為98.05%～99.06%，空白樣品中目標物質的檢出濃度低于樣品均值的6.7%。樣品上機分析時每8個樣品穿插一個空白樣品以檢測儀器污染；每16個樣品穿插一個標準樣品以檢測儀器穩(wěn)定性。本研究中所有數據未經回收率及空白校正。

1.4 生態(tài)風險評價方法

本研究分別使用內梅羅綜合污染指數法和毒性當量因子（Toxic equivalency factor，TEF）風險評價法對土壤中的PAHs進行生態(tài)風險評價。內梅羅綜合污染指數（PN）是當前國內外用于表征污染物生態(tài)風險最常用的指標之一[10-11]。該方法利用各污染單體的超標倍數及其平均值計算而得。

式中：Pi為土壤中PAHs單體i的污染指數，Ci是單體i的實測濃度，Cs為單體i的土壤環(huán)境質量標準值。Piave為各單體污染指數的算術平均值，Pimax為各單體中污染指數最大值，即最大超標倍數。本文采用荷蘭土壤質量標準中 10種 PAHs（NAP、PHE、ANT、FLT、BaA、CHR、BkF、BaP、IPY、BPE）的限值，計算浙江省土壤中PAHs的PN值。依據內梅羅綜合污染指數法的等級劃分，可將土壤的污染程度分為5個等級，即PN≤0.7，安全；0.7＜PN≤1，警戒線；1＜PN≤2，輕度污染；2＜PN≤3，中毒污染；PN＞3，重度污染。

由于不同PAHs單體的毒效各不相同，如低環(huán)類具有急性毒性，部分高環(huán)類具有致癌性，評價這些化合物的潛在效應并非簡單相加[11]。為了將各污染物單體對總體毒性的貢獻進行歸一化，本文采用毒性當量因子研究土壤中各PAHs單體的毒性。BaP是最早發(fā)現且致癌性最強的PAHs單體，因而該法采用BaP作為參照物，將其TEF定為1，其他污染物單體因毒性的不同都有其各自對應的TEF值，用污染物實測濃度值乘以其對應的TEF折算出BaP的等效濃度——當量濃度，最后加和得出總的毒性當量濃度（BaP tox?ic equivalent quantity，TEQBaP）。計算公式如下：

式中：Ci為土壤中組分 i的實測濃度，ng·g-1；TEFi為 i的毒性當量因子。公式中PAHs各單體的TEF值采用Nisbet等基于BaP的毒性當量因子計算所得[12]。

1.5 健康風險評價方法

1.5.1 暴露評價方法

本研究將暴露人群分為兒童和成人，用長期日暴露量（CDI）進行暴露評價。土壤中CDI估算使用以下公式計算[13-14]：

經口誤食污染物：

經皮膚接觸污染物：

經呼吸攝入污染物：

式中：Csoil為土壤中PAHs的濃度，ng·g-1；ABS為皮膚接觸吸收系數（無綱量），取0.13；人均壽命取70 a，即AT=70×365 d=25 550 d。其他參數名稱、單位、取值見表1[15-19]。

表1 暴露模型中的參數Table 1 Parameters in the exposure model

美國現行的健康風險評價規(guī)范指出在計算潛在風險時，采用暴露點含量的上邊界估算值，以確保風險降到最低，因此在計算暴露量時，污染物濃度取值為算術平均值的95%置信上限含量值[20]。

1.5.2 非致癌風險評價方法

非致癌風險采用風險指數（Hazard index，HI）表示，其公式表示為由于暴露造成的長期日污染物攝入量與參考劑量之比，即：

式中，RfD為非致癌污染物參考劑量，mg·kg-1·d-1，不同暴露途徑的RfD參考USEPA提供的數值，見表2。當HI＞1時，表示污染物對人體造成危害，并且非致癌風險隨著HI值的增加而增加；當HI≤1時，則表示污染物不會對人體產生明顯的非致癌健康影響[15-16，21-22]。

1.5.3 致癌風險評價方法

致癌風險用于表示暴露在污染物下的人群一生中患癌的概率，用致癌風險值（Cancer risk，CR）表示。一般來說，即使污染物的暴露劑量很低，長期接觸也存在致癌風險。其定義是日均污染物攝入量與致癌斜率因子的乘積[23-24]，即：

式中：SF為致癌斜率因子，kg·d·mg-1，各PAHs單體的SF參考值見表2。CRlde為低劑量暴露風險，CDhde為高劑量暴露風險，當致癌風險大于0.01時，采用（9）式計算。當CR＜10-6時，致癌風險可忽略不計；10-6＜CR＜10-4時為可接受范圍，CR＞10-4表明會對人體產生致癌風險。

表2 目標污染物RfD和SF參考值Table 2 RfD and SF data of the objective contaminants

2 結果與討論

2.1 土壤中PAHs污染水平及組成特征

土壤中16種優(yōu)控PAHs各單體檢測結果見表3。除BaP和DahA的檢出率為98.39%之外，其余PAHs在土壤中的檢出率均為100%。從總體上看，各采樣點的∑PAHs濃度差別較大，PAHs總量介于34.04～1 990.38 ng·g-1，平均值為311.19 ng·g-1。與其他地區(qū)的同類土壤相比，該濃度水平與天津（368 ng·g-1）、上海（365 ng·g-1）相當[3-4]，低于寧德（406 ng·g-1）、吉林（877.23 ng·g-1）、飲馬河流域（598.72 ng·g-1）的污染水平[8，25-26]。與世界上其他發(fā)達地區(qū)相比，高于韓國（236 ng·g-1）、挪威（150 ng·g-1）[27-28]。PAHs的空間分布情況如圖1（B），由圖可見，PAHs的濃度在地域上分布特征較為明顯，污染嚴重的地區(qū)主要位于浙江省沿海地區(qū)，這些區(qū)域經濟發(fā)達，工農業(yè)活動密度大，而浙江西部主要是山地、林地，因而沿海地區(qū)土壤污染的情況與內陸相比更為明顯。

表3 研究區(qū)域土壤中PAHs污染水平（ng·g-1）Table 3 Levels of PAHs in soils of the studied region（ng·g-1）

圖1 樣點分布圖（A）和PAHs濃度分布圖（B）Figure 1 Location（A）of sampling sites and concentrations（B）of PAHs

浙江省農田土壤中PAHs各單體占比特征見圖2。從單體組成上來看，以FLT所占比重最大，平均濃度為54.63 ng·g-1，均值占∑PAHs含量的17.56%，其次是PYR、CHR和BaA，均值占比分別為16.90%、16.77%和10.44%。PAHs以高環(huán)類（4～6環(huán)）為主，所占比例為60.07%～97.47%，而低環(huán)類（2～3環(huán)）占比2.53%～39.93%。這可能是由于高環(huán)類PAHs化學結構更復雜，電子云密度高，難被氧化、水溶性差、熱穩(wěn)定性強，從而更多地在環(huán)境中積累富集，而低環(huán)類PAHs更容易揮發(fā)、發(fā)生光解[29-30]。

圖2 PAHs各單體占比特征（y軸表示各單體平均濃度占∑PAHs的比值）Figure 2 Composition profile of individual PAH（y-axis presents the percent of individual PAH mean concentration in ∑PAHs）

我國生態(tài)環(huán)境部與國家市場監(jiān)督管理總局于2018年聯合發(fā)布了《土壤環(huán)境質量-農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018），其中，農用地BaP的風險篩選值為550 ng·g-1。本研究中，62個表層土壤樣品中BaP最高濃度為183.56 ng·g-1，因此未超過國家規(guī)定的農用地風險篩選值。另外，本文采用荷蘭政府提出的限值對其中涉及的10種PAHs進行污染評價[31]（表3）。相對荷蘭土壤質量標準，ANT在研究區(qū)域各采樣點含量均低于標準值，其余9種PAHs均出現了不同程度的超標，超標率為1.61%（NAP）～82.26%（FLT），最大超標倍數范圍為 2.06（NAP）～26.89（FLT）。其中，FLT為超標程度最大的單體，最大濃度為標準值的26.89倍，超標率為82.26%；其次是CHR、BaA和高致癌性單體BaP，最大超標倍數分別為17.84、12.16和7.34。

2.2 土壤中PAHs的來源分析

本文采用高低環(huán)比值法和特征比值法對浙江省表層土壤的PAHs進行來源解析，結果見圖3。高低環(huán)比值法以 HMWPAHs（High molecular weight，高環(huán)類PAHs，含4～6個苯環(huán)）與LMWPAHs（Low molecular weight，低環(huán)類PAHs，含2～3個苯環(huán)）的比值作為判斷依據，當LMW/HMW＜1時，表明PAHs主要來自于高溫熱解；當LMW/HMW＞1時，則表明環(huán)境中的PAHs為石油源。

特征比值法采用分子量相同的同分異構體之間的比值作為PAHs的來源判斷依據。本文采用熒蒽與芘（FLT/FLT+PYR），茚并（1，2，3-cd）芘與苯并（g，h，i）苝（IPY/IPY+BPE），苯并[a]蒽與?（BaA/BaA+CHR）的比值來判斷土壤中PAHs的來源[32-33]。（BaA/BaA+CHR）＜0.2、（IPY/IPY+BPE）＜0.2、FLT/（FLT+PYR）＜0.4可表征石油泄露或揮發(fā)；0.2＜（BaA/BaA+CHR）＜0.35、0.2＜（IPY/IPY+BPE）＜0.5、0.4＜FLT/（FLT+PYR）＜0.5指示石油、化石燃料的燃燒；而（BaA/BaA+CHR）＞0.35、（IPY/IPY+BPE）＞0.5、FLT/（FLT+PYR）＞0.5通常用于指征生物質及煤炭的燃燒。利用以上依據追蹤研究區(qū)域土壤中PAHs的來源，結果如圖3所示。

圖3 PAHs來源解析Figure 3 Source apportionment of PAHs

研究區(qū)LMW/HMW比值均小于1，表明土壤中PAHs均來自于高溫燃燒。FLT/（FLT+PYR）的比值除了一個樣點之外，其余比值均介于0.42～0.60之間，說明該地區(qū)的PAHs污染既有化石燃料如煤炭的燃燒所致，也有生物質如草、木材的不完全燃燒的原因。對比PAHs的兩組同分異構體IPY/（IPY+BPE）、BaA/（BaA+CHR）之間的關系，進一步分析土壤中的PAHs的來源。19.35%的點位IPY/（IPY+BPE）比值處于0.2～0.5之間，另外80.65%的區(qū)域比值大于0.5。對于BaA/（BaA+CHR），只有一個采樣點的比值小于0.2，30個樣品介于0.2～0.35，其余的31個土樣大于0.35。由此可知，該區(qū)域內PAHs主要來源于汽油、柴油等油類燃料的使用，以及草木等生物質燃燒。綜合以上分析結果，化石燃料、油類和生物質燃燒是浙江省農田土壤中PAHs的主要來源。

由于簡單利用比值法判斷有可能存在一定偏差，本文同時使用主成分分析對浙江省土壤PAHs進行來源解析。利用Origin 9.0分析得到的結果，提取特征值大于1的2個主成分，旋轉后得到主成分的載荷和累積方差貢獻率，具體結果見圖4。浙江省農田土壤中PAHs的2個主成分累計解釋方差變量的84.30%。成分1解釋了方差變量的72.02%，其中的負荷主要為 4～6環(huán) PAHs，包括 FLT、PYR、BaA、CHR、BbF、B（j）kF、BaP、IPY、DahA、BPE，同時，上述組分的負荷值均較為相似。通常IPY、DahA、BPE被認為是汽車尾氣污染的特征指示物，FLT、PYR、BaA、BbF、BkF、BaP看作為煤燃燒指示物[34]，因此，該因子代表了機動車尾氣排放和煤燃燒源。成分2的載荷為12.28%，高負荷組分以低環(huán)易揮發(fā)性PAHs為主，即NAP、ACY、ACE、FLU、PHE、ANT。PHE、ANT 是秸稈、木材等在不完全燃燒時產生的代表性物質，ACY、FLU、PHE、ANT為生物質燃燒的特征產物，因此，成分2表征了生物質燃燒源[35]。將特征比值法與主成分分析的結果進行對比，發(fā)現兩者解析的結果一致。主成分分析將化石燃料解析為煤的燃燒，將油類燃燒歸類為交通污染源，同時，生物質燃燒源有木材、麥秸燃燒的貢獻。

圖4 浙江省土壤中PAHs主成分分析Figure 4 Principle components analysis of PAHs in soils from Zhejiang Province

前人對農田土壤中PAHs污染的來源也開展了大量的研究工作，不同地區(qū)的農田土壤污染源存在明顯的差異。Nam等[28]使用比值法判斷韓國農用地PAHs的來源，結果顯示污染主要來自于機動車尾氣和重工業(yè)廢氣排放。Zheng等[25]利用正定矩陣因子分解法對寧德稻田與菜地中PAHs進行源解析，生物質燃燒、燃煤、交通尾氣和焦炭的貢獻率分別為36.3%、35.5%、16.4%和11.8%。除此之外，上海農田土壤PAHs來源于草木、煤炭的燃燒；天津農村地區(qū)PAHs的污染源為石油和其高溫燃燒；類似地，周玲莉等針對黃淮平原農田土壤的研究表明，PAHs主要源于汽油、柴油高溫燃燒，以及秸稈和煤炭的燃燒[3-4，35]。

2.3 PAHs生態(tài)風險評價

土壤中的污染物在生態(tài)系統(tǒng)中可通過食物鏈富集于生物體內，從而影響生態(tài)系統(tǒng)結構，進而危害人類健康。本文采用內梅羅綜合污染指數法和TEF風險評價法對土壤中PAHs進行生態(tài)風險評價。

利用內梅羅綜合污染指數法評價浙江省表層土壤中PAHs的綜合污染水平，計算結果顯示，研究區(qū)域中各點位PN范圍為0.25～19.67，其中30.65%為重污染區(qū)域，12.90%為中污染區(qū)域，22.58%為輕污染區(qū)域，20.97%處于警戒線范圍，只有12.90%屬于安全級別，說明該地區(qū)絕大部分土壤都存在不同程度的PAHs污染現象。

為了量化研究區(qū)域內土壤中PAHs的毒性，本文同時采用了TEF風險評價法進行生態(tài)風險評價，計算結果列于表3。結果顯示，62個采樣點∑PAHs的TEQBaP的范圍為 1.53～268.27 ng·g-1，平均值為 33.06 ng·g-1。7 種致癌 PAHs[即 BaA、CHR、BbF、B（j）kF、BaP、IPY、DahA]的TEQBaP范圍為 1.49～266.77 ng·g-1，平均值為32.79 ng·g-1，占總的TEQBaP比例高達99.18%，而其余9種非致癌PAHs的TEQBaP占比僅為0.81%，說明研究區(qū)域土壤中PAHs毒性風險主要源于7種強致癌PAHs單體。BaP作為毒性最強的單體之一，其 TEQBaP范圍為 0～183.56 ng·g-1，平均值為20.00 ng·g-1，貢獻值為60.51%，應重點關注。

2.4 PAHs健康風險評價

環(huán)境健康風險評價是基于風險度定量來描述不同人群暴露于污染物所承受的威脅與風險水平[36]。本文在進行暴露評價的基礎上，依據USEPA對PAHs致癌性的判定，對9種非致癌PAHs（即NAP、ACY、ACE、FLU、PHE、ANT、FLT、PYR和BPE）進行非致癌風險評價，對其余的致癌性PAHs進行致癌風險評價。

2.4.1暴露評價

一般來說，人體可通過3種途徑暴露于土壤中的污染物：攝食、皮膚接觸和呼吸，根據USEPA暴露模型計算浙江省人群在不同暴露途徑下接觸PAHs的暴露劑量列于表4。結果表明，研究區(qū)域內人群通過攝食暴露于土壤PAHs的攝入量處于10-7～10-5mg·kg-1·d-1；皮膚接觸攝入量范圍為 10-8～10-6mg·kg-1·d-1；通過呼吸攝入，兒童的暴露劑量范圍為10-12～10-10mg·kg-1·d-1，而成人的暴露量稍高，為10-11～10-9mg·kg-1·d-1。兒童與成人通過3種暴露途徑的日均攝入劑量高低順序為：經口誤食＞皮膚接觸＞呼吸。從暴露途徑對比兒童與成年人的暴露劑量來看，兒童更容易通過誤食、皮膚接觸攝入PAHs，這有可能是由于兒童未能養(yǎng)成良好的飲食和衛(wèi)生習慣，相比于成年人，兒童更多地接觸塵土，因而通過口、皮膚攝入的污染物更多。成年人的呼吸攝入量稍高于兒童人群，原因可能是成人暴露于外界環(huán)境的頻率更高。

2.4.2 非致癌風險評價

一般認為生物體對非致癌污染物的反應有劑量閾值，低于該值則認為不產生有害健康的影響。分別計算兒童和成年人通過多種途徑暴露于各PAHs單體的非致癌風險值，計算結果列于表4。由表4可見，土壤中PAHs的兒童、成人非致癌危險指數均遠低于1，說明研究區(qū)域內PAHs不會對當地人群產生明顯的非致癌健康風險，但并非絕對無危害。需要指出的是，在3種暴露途徑中，兒童和成人暴露于PAHs承受的非致癌風險大小順序均為：攝食＞皮膚接觸＞呼吸。在非致癌PAHs中，通過呼吸和皮膚接觸的非致癌風險以PYR為主，而呼吸途徑則是NAP為主導，兩者都比其他PAHs單體在同一暴露途徑下的非致癌風險高出2～3個數量級。

表4 暴露于土壤PAHs的兒童和成人暴露量、非致癌風險、致癌風險Table 4 CDI，non-carcinogenic risks and cancer risks of children and adults derived from exposure to PAHs

2.4.3 致癌風險評價

浙江省土壤7種致癌PAHs對兒童和成人引起的致癌風險計算結果見表4。兒童和成人的綜合致癌風險分別為1.74×10-4和7.99×10-5，由此可見，研究區(qū)域內PAHs已對兒童產生致癌風險，而成人的致癌風險仍處于可接受范圍。從暴露途徑來看，兒童和成人的致癌風險大小排序均為：攝食＞皮膚接觸＞呼吸，與非致癌風險的情況相一致。兒童經前兩種途徑攝入PAHs的致癌風險值均高于成年人，而呼吸攝入引起的致癌風險則低于成年人?？紤]到兒童的抵抗力低于成人，浙江省土壤中PAHs對兒童造成的潛在健康風險不容忽視。從單體來看，BaP的貢獻率最大，對健康產生的危害相對突出。

需要指出的是，健康風險評價由于攝入量、暴露頻率、人群個體的不同，本身具有一定的不確定性；另外，本研究暴露模型采用的參數大多來源于國外現有的研究結果，由于地域和人種的差異，有可能不完全代表華東地區(qū)的污染特征，這些因素均會對本研究的可靠性造成一定的影響。

2.5 農田土壤中PAHs風險評估對比

近年來很多學者針對我國各地區(qū)農田土壤PAHs污染狀況進行了風險評價。針對黃淮平原農田土壤，周玲莉等[35]使用TEF法進行的致癌風險評價表明，7種致癌性PAHs毒性占PAHs毒性總量的98%。Jiang等[10]調查分析了上海市農用地表層土壤中16種優(yōu)控PAHs污染水平，與荷蘭標準相比，幾乎所有點位的含量均超標，72%區(qū)域的BaP毒性當量濃度高于參考值；內梅羅風險評估表示，已有69.4%的土壤受到嚴重污染。在健康風險評估方面，Chen等[8]的研究表明，吉林省農田土壤中PAHs不會對當地人群造成明顯的健康影響。Xu等[3]對兒童、青少年、成人的暴露量進行了估算，結果表明兒童是最敏感人群，并且暴露風險大小為直接攝入＞皮膚接觸＞呼吸，但目前對當地人群造成的非致癌風險及致癌風險仍處于可接受范圍；Chen等[26]對于飲馬河流域農田土壤的人群暴露量研究也有相似的結果，但該區(qū)域的PAHs污染已對人群健康造成了潛在威脅。綜上，我國各地區(qū)農田土壤的PAHs對生態(tài)或人群健康造成的風險呈現出一定的區(qū)域差異，部分地區(qū)污染較為嚴重，需引起重視。

3 結論

（1）PAHs廣泛存在于浙江省農田土壤中，部分地區(qū)濃度較高，已經達到了污染水平，但BaP濃度均未超過我國《土壤環(huán)境質量 農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）中的風險篩選值。

（2）浙江省農田土壤中PAHs主要來源于機動車尾氣排放、燃煤和生物質燃燒。

（3）農田土壤中PAHs所導致的生態(tài)風險較普遍，87.10%的點位存在不同程度的生態(tài)風險。攝食和皮膚接觸是當地人群暴露農田土壤中PAHs的主要途徑，由于暴露PAHs所導致的非致癌風險不明顯，但致癌風險需要引起重視。