短鏈及中鏈氯化石蠟在上海市松江區農田土壤中的污染滲透及生態風險

張貝貝， 徐晨燁*， 周 泉， 顧春節， 顏徐琛， 劉樹仁， 李 方

1.東華大學環境科學與工程學院， 上海 201620

2.浙江大學環境與資源學院， 浙江 杭州 310058

氯化石蠟(chlorinated paraffins，CPs)是一類由直鏈烷烴化合物經氯原子取代衍生而成的復雜工業混合物，分子通式為CxH2x+2Cly，氯化程度一般在30%～70%(按質量計算)[1]. CPs根據不同碳鏈長度可分為短鏈氯化石蠟(SCCPs，C10～C13)、中鏈氯化石蠟(MCCPs，C14～C17)和長鏈氯化石蠟(LCCPs，C18～C30)[2]. CPs因具有良好的電絕緣性、阻燃性和價格低廉等優點，被廣泛用于金屬切削液、增塑劑、阻燃劑、黏合劑以及密封劑等生產中[2-3]. 目前，我國是世界上最重要的氯化石蠟生產和出口大國，2018年國內CPs總生產能力已達208×104t，實際產量為83.5×104t[4]，大規模的生產應用導致CPs在各類環境介質中廣泛存在[5-11]. 由于SCCPs具有環境持久性、生物累積性、長距離遷移性，表現出三致效應及內分泌干擾效應[12-13]，目前已被聯合國環境規劃署列入《關于持久性有機污染物(POPs)的斯德哥爾摩公約》受控清單中[14]. 隨著SCCPs被逐步禁用，由于MCCPs與SCCPs理化性質相似，目前MCCPs被廣泛作為SCCPs的替代品，盡管目前沒有數據顯示MCCPs具有致癌性，但其環境行為和毒理效應也不容忽視[15-16].

土壤是CPs重要的“蓄積庫”和“二次污染源”[17]，工業生產活動的釋放是SCCPs和MCCPs的主要來源. 三級逸度模型計算發現，MCCPs進入空氣、水和土壤后分別有99.6%、55.5%和99.7%的MCCPs被分配到土壤中[18]. 浙江省臺州市電子垃圾拆解區表層土壤中SCCPs含量在47.95～1 298 ng/g之間，污染水平呈由拆解區中心向四周擴散的趨勢[19]. 廣東省東莞市工業區土壤中SCCPs及MCCPs的含量范圍分別為6.75～993和23.9～2 427 ng/g，MCCPs濃度顯著高于SCCPs，MCCPs已成為CPs商業品生產使用的主要組成[20]. 此外，污灌區[11]、農田[21]及背景土壤[22]也檢出了氯化石蠟. 北京市通州污灌區農田表層土壤中SCCPs含量為305～1 450 ng/g，污水處理廠廢水排放是其重要來源[11]. 關于我國31個省份農業土壤的研究發現，SCCPs和MCCPs的含量分別為39～1 609 和127～1 969 ng/g[21]. 云南省遠郊土壤中SCCPs和MCCPs的含量分別為79～948和20～1 206 ng/g，初步認為沒有明顯的生態風險[22]. 上海市不同功能區土壤中檢測的SCCPs和MCCPs含量分別為ND～615 和1.95～188 ng/g，多數土壤中SCCPs濃度均高于MCCPs，污泥的施用和綠地的廢水灌溉是該地區CPs污染的主要來源[9].

已有研究報道了土壤中氯化石蠟在各類土壤中的污染水平，但相比于水體和大氣，土壤中CPs (尤其是MCCPs)的調查數據仍較為缺乏. 此外，大部分土壤研究僅采集了表層土壤，僅有3項研究關注到CPs在土壤中的積累和滲透行為[11,21,23]. Zeng等[11]對某一廢水灌溉土壤研究發現，耕作層以下的SCCPs濃度隨土壤深度呈指數削減趨勢，且與土壤總有機碳(total organic carbon，TOC)含量成正比. 而Muhammad等[21]對我國農田土壤CPs垂直分布的研究表明，MCCPs濃度隨土壤深度呈顯著削減趨勢，但SCCPs分布相對均勻. 低氯化(Cl5～7)和短碳鏈(C10～13)基團更容易垂直向深層土壤遷移. Huang等[23]研究也發現，低氯代(Cl5～6)SCCPs比高氯代(Cl9～10)SCCPs更易向土壤深處擴散. 為進一步探明SCCPs及MCCPs在土壤中的滲透行為，該研究采集上海市松江農業區表層土樣及不同深度(0～15、15～30、30～45 cm)土柱，深入研究SCCPs和MCCPs的濃度水平和垂直分布特征，以期為評估SCCPs和MCCPs的生態風險提供全面的理論依據.

1 材料與方法

1.1 樣品采集

上海市松江區作為第二批國家農業綠色發展先行區，較上海市其他地區農田覆蓋率高，且該區域土壤分為水稻土和旱地潮土，以農戶家庭為主體的生產單位也逐漸規模化、專業化，農業發展勢頭正猛. 采樣點選取遠離城區的松江農業集中區，通過研究該區域農田土壤污染，為當地農業綠色可持續發展提供借鑒.

該研究于2019年12月在松江農業區(121°05′60″E ～121°08′25″E、31°01′20″N ～31°03′41″N)采集60個土壤樣品，包括15個表層土壤樣品(見圖1)和45個土柱樣品. 土柱分為上層土壤(0～15 cm)、中層土壤(15～30 cm)和深層土壤(30～45 cm). 采樣前先除去地表礫石及動植物殘體，依據梅花采樣法在每個采樣點周圍采集5份等量子樣，并混合成一個樣品. 采集的樣品轉移到實驗室，在室溫下干燥，磨碎過100目(150 μm)篩后保存在棕色玻璃瓶中，低溫、避光保存.

1.2 試劑與材料

試驗所用正己烷、二氯甲烷、環己烷、壬烷均為色譜純(百靈威科技有限公司). 硅膠(200目，約75 μm)、弗羅里硅土(60～100目，約150～250 μm)、堿性氧化鋁(80～160目，約95～175 μm)、銅粉、濃硫酸和無水硫酸鈉均為分析純(國藥化學試劑公司). 無水硫酸鈉和堿性氧化鋁在使用前分別在馬弗爐450和250 ℃下烘干4和10 h，硅膠和弗羅里硅土分別在馬弗爐180和500 ℃下預先活化10 h. 將100 g硅膠和42.9 g濃硫酸充分混勻制得30%的酸性硅膠，置于干燥器中保存過夜平衡后使用.

回收率指示物：13C10-反式氯丹(100 ng/μL，溶于壬烷，純度99%，Cambridge Isotope Laboratories，美國)用壬烷配制成20 ng/mL，低溫冷藏保存. SCCPs混標：氯含量分別為51.5%、55.5%和63.0%的3種混合物標樣(100 ng/μL，溶于環己烷，Labor Dr. Ehrenstorfer，德國)，按1∶1體積再混合配制成含氯量為53.5%和59.2%的混標(具體配制方法見表1). MCCPs混標：氯含量分別為42.0%、52.0%和57.0%的3種混合物標樣(100 ng/μL，溶于環己烷，Labor Dr. Ehrenstorfer，德國)，按1∶1體積再混合配制成含氯量為47.0%和54.5%的混標(具體配制方法見表1)，置于棕色瓶內，4 ℃保存.

表1 不同含氯量SCCPs和MCCPs標準溶液配制

1.3 樣品前處理

準確稱取20 g土樣，依次加入5 g無水硫酸鈉、2 g 活性銅粉研磨均勻，加入1 ng13C10-反式氯丹作為回收率內標，均勻混合后轉移到纖維濾棉筒中，置于250 mL玻璃瓶內，加入100 mL正己烷/二氯甲烷(體積比為1∶1)混合溶液后常溫、常壓超聲萃取10 min，重復3次. 萃取結束后，將萃取液旋蒸濃縮至1～2 mL，再通過復合硅膠柱進一步凈化. 復合硅膠柱由下到上依次為2 g無水硫酸鈉、5 g氧化鋁、3 g活化弗羅里硅土、2 g活化硅膠、5 g酸性硅膠和2 g無水硫酸鈉. 用50 mL正己烷預淋洗層析柱，樣品上柱后，依次用100 mL二氯甲烷/正己烷(體積比為1∶1)和60 mL二氯甲烷/正己烷(體積比為2∶1)混合液洗脫目標物，收集洗脫液. 將洗脫液旋蒸至約1 mL后氮吹濃縮至近干，用環己烷定容至100 μL，待上機分析[21].

1.4 儀器分析

目標物用氣相色譜(7890A型, Agilent，USA)聯用低分辨率質譜(LRMS)結合負化學電離源(ECNI)進行分析，進樣口溫度為275 ℃，DB-5MS (柱長15 m、內徑 0.25 mm、膜厚0.1 μm)毛細管柱，進樣量1 μL，不分流進樣. 程序升溫條件：初始溫度100 ℃保持1 min；以30 ℃/min升至160℃，保持5 min；最后以30 ℃/min升至310℃，保持2 min. 高純氦氣(純度>99.99%)作為載氣，恒流模式，流速為1.0 mL/min. 選擇性離子監測(SIM)模式監測SCCPs和MCCPs豐度最高和次高的碎片離子[M-Cl]-進行定性[24-25]. 根據CPs標樣中氯含量計算值(在ECNI-MS模式下測得CPs混標的氯含量)和總響應因子的線性關系來進行定量分析[26]，得到SCCPs和MCCPs的監測離子和標準曲線(見表2和圖2). 為了消除多5個碳原子、少2個氯原子同源基團的干擾，將SCCPs (C10～13Cl5～10)和MCCPs (C14～17Cl5～10)的48個掃描離子分為四組，分別為C10與C15、C11與C16、C12與C17以及C13與C14. 每個樣品分別完成4次進樣.

圖2 SCCPs和MCCPs總響應因子與氯含量計算值的線性關系

表2 在ECNI模式下SCCPs和MCCPs同源群以及2個最豐富的[M-Cl]-同位素碎片離子的m/z值

總有機碳的測定：稱取約100 mg土壤樣品放入經預處理的陶瓷燃燒舟中，加入10%HCl去除無機碳后通過固體TOC分析儀(Jean TOC/TN Multi N/C 3100-HT 1300，德國)分析總有機碳的含量.

1.5 質量控制/質量保證

該研究對整個分析過程進行嚴格控制，試驗用到的玻璃和儀器均預先依次用甲醇、二氯甲烷和正己烷進行潤洗，潤洗過后的玻璃容器在400 ℃下過夜. 野外采集樣品階段增加空白對照，其采樣操作與實際樣品過程相同，保證在相同條件下進行提取及分析. 此外，每處理7個樣品添加一個試驗空白，流程空白樣中未檢出待測物質.13C10-反式氯丹的回收率為78%～123%，SCCPs和MCCPs同系物組的檢測限分別為0.05～0.32和0.20～0.45 ng/g(以干質量計，下同). 隨機選取4個樣品進行平行分析，相對標準偏差小于12%.

1.6 風險評價

農業區土壤中SCCPs及MCCPs的生態風險可以用風險商(RQ)[27]進行評估. 結果采用Zhang等[28]的風險等級劃分，當0.011時，為高風險. RQ的計算公式：

RQ=MEC/PNEC

(1)

式中：MEC表示環境實測含量，μg/g；PNEC表示預測無效應含量，μg/g.

人體通過土壤攝取和皮膚吸收這兩種暴露途徑從農業區土壤中富集的SCCPs及MCCPs的每日暴露值通過式(2)(3)進行計算[29-30].

Eing=Csoil×Ring×Et/BW

(2)

Ederm=Csoil×SA×AF×ABS×Et/BW

(3)

式中：Eing為攝取暴露值，μg/(kg·d)；Ederm為皮膚吸收暴露值，μg/(kg·d)；其余參數定義及取值如表3所示.

表3 人體暴露模型中參數的定義、單位及取值

1.7 統計分析

數據分析使用IBM SPSS statistics 22.0以及OriginPro 2019 軟件完成. 運用IBM SPSS statistics 22.0軟件的單因素方差分析(one way ANOVA)解析SCCPs和MCCPs不同組分沿土柱的變化，Pearson相關性分析及主成分分析(PCA)對SCCPs和MCCPs進行來源解析.

2 結果與討論

2.1 農田土壤中SCCPs和MCCPs的污染水平

SCCPs和MCCPs在各采樣點均100%檢出，二者含量以干重計(見表4). 由表4可見，表層土壤中SCCPs和MCCPs的含量范圍分別為52.58～237.56 ng/g(平均值為99.82 ng/g)和417.21～1 690.82 ng/g(平均值為810.37 ng/g)，二者對應的氯含量范圍分別為58.98%～63.85%和51.23%～56.50%. 不同采樣點污染水平存在差異，可能與農田所處地理位置有關. 采樣點距道路近、車流量較大，CPs產品可能在運輸過程進入環境中；此外，CPs作為卡車輪胎的阻燃劑被廣泛使用，橡膠輪胎磨損釋放的顆粒物吸附在灰塵中導致道路旁邊土壤CPs積累水平較高[23]. CPs含量最高點出現在S6采樣點，SCCPs和MCCPs含量分別為237.56和 1 690.82 ng/g，該點距高速和縣道較近，車流量較大，卡車輪胎與道路摩擦產生的粉塵可能是農田土壤CPs的一個重要來源；另外S6采樣點位于污水管道排口附近，周邊污水排放、道路揚塵積累和卡車輪胎磨損釋放是該點CPs濃度水平較高的原因. 而CPs含量最低值出現在S1采樣點，SCCPs和MCCPs含量分別為55.57和417.21 ng/g，可能與該點距離道路較遠，且周邊沒有直接污染來源有關. 與已有研究結果相比，松江農業區SCCPs濃度低于電子垃圾拆解區(30.40～530 ng/g)[34]、農田污灌區(159～1 450 ng/g)[11]和CPs生產區(1 018～554 000 ng/g)[35]；松江農業區MCCPs濃度水平低于CPs生產廠區(2 028～2 075 ng/g)[35]和電子垃圾拆解區(507～4 400 000 ng/g)[36]，高于上海市公園、綠地及校園土壤(1.95～188 ng/g)[9]以及瑞士1989—2014年跨時間存檔土壤(5.10～160 ng/g)[37]，屬于中等污染水平.

表4 上海市松江農業區表層土壤中SCCPs和MCCPs的含量

值得注意的是，該研究中MCCPs含量明顯高于SCCPs，這與MCCPs工業品使用量劇增有關. 中國商用CPs產品的分類基于氯含量而不是碳鏈長度，一些常用的CPs產品(如CP42、CP52和CP70)都含有SCCPs和MCCPs[38]. MCCPs與SCCPs的含量比值(M/S)在一定程度上可以反映CPs產品的組成變化[39-40]. 該研究采集的土壤樣品M/S值范圍為3.2～18.7，平均值為9.2(見圖3)，說明MCCPs含量較高，與近年來中國更多地使用MCCPs而不是SCCPs的結論[10,41-42]一致.

圖3 上海市松江區不同采樣點表層土壤中SCCPs和MCCPs含量及M/S值

SCCPs碳同系物組中占比最高的為C10Cl5～10，占SCCPs總量的33.7%，其次依次為C13Cl5～10(27.3%)、C11Cl5～10(22.3%)和C12Cl5～10(16.7%)〔見圖4(a)〕. MCCPs碳同系物組中占比最高的為C14Cl5～10，占MCCPs總量的50.9%，C15Cl5～10(20.7%)、C16Cl5～10(13.5%)和C17Cl5～10(14.8%)占比大致相同〔見圖4(c)〕. 與江蘇省洋口化工園區土壤中CPs碳同系物相對豐度占比模式接近，呈C10>C13>C11>C12及C14>C15>C16>C17的特征[43]. 但不同于東莞市某工業區及周邊土壤中SCCPs碳同系物的占比趨勢，該區域土壤中C13Cl5～10占比最高[20]. 筆者研究的農田土壤中CPs碳同系物分布模式與長三角地區相似，但與東莞市差異較大，可能與區域工業品原料配方、生產方式、運輸使用方式等有關. 此外，地理環境及氣候差異造成的不同區域遷移沉降模式也可能影響其同系物分布特征.

SCCPs的氯同系物組中，C10～13Cl7(相對豐度為27.8%)、C10～13Cl6(相對豐度為19.3%)和C10～13Cl5(相對豐度為17.8%)是主要貢獻者. 高度氯化(C10～13Cl9～10)的氯同系物僅占SCCPs總量的19.1%〔見圖4(b)〕. 與SCCPs類似，C14～17Cl7(相對豐度為26.2%)、C14～17Cl6(相對豐度為22.6%)在MCCPs的氯同系物中占比最大，高氯化(C14～17Cl9～10)的同系物僅占MCCPs總量的10.3%〔見圖4(d)〕. CPs的氯同系物分布模式與中國農業表層土壤和云南省土壤樣本中的同系物分布模式相同，即低氯化同系物是CPs的主要同系物組[21-22].

注： 誤差條代表標準偏差.

2.2 SCCPs和MCCPs的垂直分布特征

為進一步探索SCCPs及MCCPs在土壤中的垂直特征，對不同深度土柱樣品中CPs含量及同系物分布進行分析，發現CPs的理化性質可能會影響其垂直分布. 單因素方差分析發現，SCCPs碳同系物含量沿土柱深度分布均勻，變化不顯著(F=1.63，P>0.05)，SCCPs同系物(C10～13Cl5～10)在上層、中層和深層土柱的占比分別為48.1%、28.2%和23.8%〔見圖5(a)〕. 最小顯著性差異分析進一步發現，SCCPs在0～15與15～30 cm(P=0.12)以及15～30與30～45 cm(P=0.29)土柱層之間沒有顯著差異. 然而，MCCPs碳同系物含量沿土柱深度呈指數遞減，且變化顯著(F=9.89，P<0.01)，其同系物(C14～17Cl5～10)在上層、中層和深層土柱的占比分別為60.5%、25.4%和14.1%〔見圖5(b)〕. 最小顯著性差異分析發現，MCCPs在0～15與15～30 cm以及15～30與30～45 cm 土柱之間差異顯著(P分別為0.001和0.003). 綜上，MCCPs碳同系物含量沿土柱深度的變化趨勢較SCCPs顯著，且各土柱層之間含量差距較大，表明相對較短的碳同類基團(C10～13Cl5～10)的滲透能力較強，更易遷移到土壤深處；中鏈同類基團(C14～17Cl5～10)由于其較低的水溶性和較高的辛醇-水分配系數(KOW)，在土壤柱的滲透潛力受到更大的限制，與在北京市[11]、廣州市和成都市[23]的土壤柱研究結果一致.

圖5 SCCPs和MCCPs含量在農田土柱中的垂直分布情況

2.3 SCCPs、MCCPs與TOC的相關性分析及來源解析

土壤有機質是CPs分布的重要影響因素[44-46]. 該研究中土壤樣品的TOC含量范圍為11.2～38.6 g/kg，平均值為22.5 g/kg. TOC含量與CPs含量的Pearson相關性分析結果表明，SCCPs含量與TOC含量(R=-0.25，P>0.05)以及MCCPs含量與TOC含量(R=-0.005，P>0.05)之間不存在顯著相關性，即TOC含量不是決定SCCPs在土壤中累積量的唯一因素，可能是CPs在土壤中的吸附揮發尚未達到平衡狀態[11]. 此外，不同的耕作灌溉方式、氣候差異均會影響CPs的環境行為，從而導致TOC含量與CPs濃度的相關性不強.

應用主成分分析對潛在污染來源進行示蹤，對土壤表層樣品中CPs的8種碳同系物含量進行因子分析〔見圖6(a)〕，取特征值大于1，并提取前2個成分. 第一主成分(PC1)和第二主成分(PC2)解釋了80.8%的變量，且所有的碳同系物被明顯分為2個組分. C10-SCCPs、C11-SCCPs、C12-SCCPs、C13-SCCPs和C14-MCCPs在主成分1(PC1)上有較高的正載荷，累計方差貢獻率為46.9%，表明SCCPs的4種碳同系物與C14-MCCPs來源相似. C15-MCCPs、C16-MCCPs和C17-MCCPs在主成分2(PC2)上有較高的正載荷，累計方差貢獻率為33.9%，表明MCCPs的3種碳同系物來源相似. 根據主成分的因子載荷分布可以看出，SCCPs和MCCPs分布具有重疊性，即SCCPs和MCCPs部分來源相似但總體存在分布差異. 相關研究[39]表明，中國廣泛使用的商業CPs混合物(CP-42、CP-52和CP-70)中SCCPs和MCCPs的含量不同. 因此，周邊地區生產和使用不同的商業CPs產品，釋放到環境中的CPs同系物分布模式也不同，可能造成SCCPs和MCCPs的來源不同.

SCCPs和MCCPs的24個單體同系物含量的主成分分析結果見圖6(b)(c). SCCPs各單體提取占總方差69.4%的前兩個變量作為第一主成分(PC1)和第二主成分(PC2)，其中C10～13Cl5～7等單體在PC1上有較高的負載量，解釋了總方差的51.3%，表明這些單體同系物來源相似. MCCPs各單體提取占總方差66.8%的前兩個變量作為第一主成分(PC1)和第二主成分(PC2)，C14～17Cl6～8等單體在PC1上有較高的負載量，解釋了總方差的42.0%. 綜上，整體范圍內SCCPs和MCCPs各單體分布較為分散，不同碳鏈長度的單體同系物分布具有相似性，即SCCPs和MCCPs的低氯代同系物對主成分的貢獻率較高，可能是SCCPs和MCCPs的低氯化組分較高、氯化組分基團輕，更易向氣相轉移導致其整體分布模式相似. 此外，基團的理化性質、土壤特性、環境條件都有可能影響CPs的環境行為，導致不同氯同系物對應的主成分貢獻率不同.

圖6 農業區土壤中CPs碳同系物和氯同系物的因子載荷圖

2.4 SCCPs及MCCPs的風險評價

該研究采用風險商值法對土壤中SCCPs和MCCPs污染物進行生態風險評價[47]. SCCPs和MCCPs對土壤生物的預測無效應含量(PNEC)分別為5.28 μg/g[48]和28 μg/g[15]. 根據土壤中SCCPs和MCCPs的含量和毒性數據進行初步風險評估，結果表明，SCCPs和MCCPs在土壤的RQ值范圍分別為0.01～0.05和0.01～0.06，均處于低風險等級(0.01～0.1)，因此二者當前濃度不會對土壤生物構成重大威脅.

人體暴露于土壤SCCPs和MCCPs的途徑主要有兩種——土壤攝入和皮膚接觸. 暴露人群通常選取兒童和成人2個群體. 人類通過非飲食暴露途徑從其他來源攝入少量土壤，包括攝入從上呼吸道區域清除的吸入顆粒. 此外，小孩可能會在兒童時期作為正常行為或因異食癖而直接攝入土壤[31]. 根據人體暴露模型對兒童和成人的口徑攝入和皮膚吸收暴露計算發現，不同農業采樣區域兒童的土壤攝入量及皮膚暴露值均高于成人(見表5). 一方面，與兒童有較高的口徑攝入速率以及較輕的體重有關；另一方面，兒童處于生長發育階段，身體各項機能不夠健全，皮膚較為嬌嫩，從而更易吸收外來滲透物. 綜上，兒童和成人人體暴露值均低于TDI〔10 μg/(kg·d)〕[49]，說明該農業區非飲食暴露導致的健康風險較低.

表5 農業區土壤中CPs的人體暴露評估

3 結論與展望

a) 對上海市松江農業區表層土樣及不同深度土柱樣品調研表明，SCCPs(含量為52.58～237.56 ng/g)和MCCPs (含量為417.21～1 690.82 ng/g)在所有農田土壤中普遍存在. 碳同系物以C10-SCCPs和C14-MCCPs 為主，氯同系物以低氯取代的SCCPs (Cl5～Cl7)和MCCPs (Cl6～Cl7)為主.

b) 垂直分布特征顯示，SCCPs含量沿土柱深度變化不顯著(P>0.05)，MCCPs含量沿土柱深度變化顯著(P<0.01)，較低氯(Cl5～7)和較短碳鏈(C10～13)的同源基團比高氯(Cl8～10)和較長碳鏈(C14～17)同源基團具有更強的滲透潛力.

c) 相關性分析發現，SCCPs、MCCPs含量與TOC含量之間均不存在顯著相關性(P>0.05). 主成分分析結果表明，SCCPs和MCCPs來源不同，SCCPs和MCCPs各單體同系物對主成分貢獻率有所不同，但低氯化同系物對主成分的貢獻率相對較高，可能與環境條件、人類活動及周邊地區生產使用不同種類的CPs產品等多種因素有關.

d) 風險評價表明，該農業區土壤中CPs含量未對土壤生物及人體健康構成明顯風險，生物風險商值和人體暴露值均較低. 隨著近些年大量工業CPs的生產、使用、儲存，非工業區域的環境污染及健康風險值得進一步關注.

e) 該研究中僅針對CPs在農田土壤中的污染滲透和生態風險進行分析，且研究區域有限. 今后還需擴大研究范圍，進一步探究CPs在水、大氣、底泥等環境介質中的濃度水平、同系物組成特征及潛在的生態風險，采用更為有效的方法分析污染來源、評估健康風險，為CPs的環境污染控制、治理提供更為全面的科學依據.