太原市污灌區農田土壤中多環芳烴污染特征及生態風險評價

王飛，趙穎

1. 山西大學體科所，山西 太原 030006；2. 山西省生態環境監測和應急保障中心，山西 太原 030027；

3. 山西省生態環境科學研究院，山西 太原 030027

多環芳烴（Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）是廣泛存在于環境中且具有嚴重危害的持久性有機污染物，具有強烈的致癌、致畸、致突變性，已被世界各國列為優先控制的污染物名單（Yadav et al.，2017；Fu et al.，2018；陳慶鋒等，2016；葛蔚等，2017）。近年來，中國農田環境質量不斷下降，農產品污染問題日趨嚴重。大氣沉降、污水灌溉、農藥和化肥的濫用，更加重了多環芳烴的污染負荷。農業系統不僅是人類生存物質供給的重要部分，也是生態系統的重要組成部分。同時，植物是生態系統初級生產者，能從土壤、灌溉水、大氣等環境中直接接觸PAHs，且可通過食物鏈將PAHs轉移至高營養級生物（Reiko et al.，2008；Chen et al.，2017；Xu et al.，2018；Lee et al.，2019）。農作物作為被人類直接攝取的植物，直接關系到人類生命安全。因此對農業系統中PAHs污染特征的研究十分必要。

山西省作為國家的能源重化工基地，也是中國最大的焦炭生產基地，在煉焦和焦爐煤氣凈化及其他產品加工過程中會排放大量的苯系物、萘及其他芳烴類物質，這些污染物會對周圍的生態環境帶來嚴重影響，特別是對農業生態環境造成嚴重污染（劉庚等，2017）。太原市位于山西省中部，是以煤炭、機械為主要產業的重工業化城市。太原市從上世紀70年代開始利用污水灌溉，到現在已有30多年的歷史，現有污灌面積約26000 hm2，主要集中在太原市的北面（尖草坪區）、南面（小店區和晉源區）以及清徐縣，其中南面區縣的污灌面積最大（劉小娟，2010；韓文輝等，2016）。雖然污灌水源肥效性好、成本較低，但其對土壤污染物的殘留累積方面具有一定影響，一旦人類長期賴以生存的土地受到污染之后，將不能提供安全健康的食物，這對居民的人體健康產生了巨大的風險（周潔等，2019）。因此，開展污灌區農田土壤環境質量研究和風險評估工作，對保障我省居民生存環境安全以及人體健康具有重要的意義。因此，本研究以美國環境保護署（USEPA）公布的 16種優先控制PAHs作為研究對象，對太原市污灌區農田土壤中PAHs的質量分數和組成特征進行分析，并對其來源和生態風險進行探討，以期了解太原農田土壤中PAHs的污染現狀和潛在風險，為該地區農田土壤中PAHs的污染風險調控提供依據。

1 材料與方法

1.1 布點采樣

本研究于2019年6月采集小店區、晉源區、清徐縣3個污灌區表層土壤，采用網格布點法布設，用GPS定位系統定位，同時考慮灌渠分布及流向、污水水質、土壤類型、污灌歷史等因素，共布設110個采樣點，各區采樣點數量分布如下：小店區 35個、晉源區35個、清徐縣40個（圖1）。在每個采樣點分別采集5個0—10 cm表層土樣，將多點取到的土樣充分混合，去除雜質，然后用四分法留取一個土壤樣品，密封于棕色玻璃瓶中，4 ℃下冷藏保存（保存時間<3 d），3 d內所有樣品采集完畢后立刻運到實驗室內進行檢測分析。

圖1 太原污灌區土壤采樣點分布圖Figure 1 Distribution of sampling sites of sewage irrigation area in Taiyuan

1.2 測定方法

PAHs混合標樣：16種同系物購于美國Supelco公司，混合標樣組成詳見表 1。將高質量濃度的標準溶液稀釋制備成 6個質量濃度水平的標準系列（5、50、250、1000、3000、6000 μg·L-1），由測得的數據繪出每種PAHs同系物的標準曲線。由配制的標準物質做成的工作曲線的線性相關性須達到0.999。4種代標分別為：naphthalene-D8（萘-D8）、fluorene-D10（芴-D10）、pyrene-D10（芘-D10）和perylene-D12（芘-D12）。

表1 PAHs標樣成分Table 1 Standard sample composition of PAHs

PAHs質量分數的分析程序、方法和質量控制參照文獻（Gao et al.，2009；環境保護部，2016）方法執行，具體操作如下：

儀器校準：每次分析前，進行氣相色譜質譜儀自動調諧，再將氣相色譜質譜儀設定至分析方法要求的儀器條件，并處于待機狀態，進1 μL 50 mg·L-1十氟三苯基磷（DFTPP），按照方法運行，得到DFTPP 質譜圖，其質量碎片的離子豐度應全部符合《土壤和沉積物 多環芳烴的測定 氣相色譜-質譜法(HJ 805—2016)》標準中的要求。否則，應清洗質譜儀離子源。

空白試驗：每批樣品（不超過 20個樣品）做兩個空白試驗，測定結果中目標物的質量濃度不超過方法檢出限。否則，檢查試劑空白、儀器系統以及前處理過程。

校準曲線：校準曲線中目標化合物相對相應因子的相對偏差應小于或等于20%。否則，說明進樣口或色譜柱存在干擾，應進行必要的維護。連續分析時，每 24小時分析一次校準曲線中間質量濃度點，其測定結果與實際質量濃度值相對偏差應小或等于20%。否則，須重新繪制校準曲線。

樣品檢測：采用真空冷凍干燥儀對5 g樣品進行脫水，將冷凍后的樣品進行充分研磨、均化成1 mm左右的細小顆粒。采用快速溶劑萃取儀（ASE350）對樣品中多環芳烴進行提取。將5 g土樣或植物樣品與7 g硅藻土在研缽中研磨均勻，然后在34 mL ASE萃取池中從下往上依次裝入玻璃纖維濾膜、硅藻土、混勻的樣品。填裝好后進行ASE350萃取。萃取溶劑為丙酮：二氯甲烷=1∶1，萃取溫度為100 ℃，靜態萃取5 min，萃取2次，壓力1500 psi，60%的溶劑沖洗，60 s吹掃，氮氣吹掃，用接收瓶收集。ASE提取液通過旋轉蒸發濃縮到l—2 mL，濃縮液供柱凈化使用。采用弗羅里硅土商品小柱凈化，小柱首先用10 mL正己烷洗脫，然后將樣品通過弗羅里硅土柱，并用10 mL的正己烷進行淋洗，使洗脫液成滴滴入雞心瓶內，氮吹濃縮至少于 1 mL，通過0.22 μm有機系濾膜后，轉到進樣瓶中，加入內標，定容到 1 mL，待分析。采用島津GCMS-QP2010氣相色譜-質譜聯用儀對PAHs各組分進行定性與定量分析。色譜柱為DB-5MS毛細柱（30 m×0.25 mm×0.25 μm）；載氣為高純氦氣；流速1.2 mL·min-1；進樣口溫度290 ℃；氣相色譜與質譜接口溫度為300 ℃；柱溫升溫程序為：初始柱溫為 80 ℃，保持 2min，以 15 ℃·min-1升溫到250 ℃，然后以5 ℃·min-1升溫到290 ℃，保持10 min；進樣量 1 μL。

平行樣品：每批樣品分析一對平行樣，平行樣測定結果相對偏差應小于30%。

基體加標：每批樣品分析一對基體加標樣品。土壤基體加標樣品回收率控制范圍為70%—130%。

替代物回收率：建立替代物加標回收控制圖，按同一批樣品進行統計，剔除離群值，計算替代物的平均回收率p及相對標準偏差s，檢測的替代物回收率應控制在p±3s內。

1.3 多環芳烴來源解析-主成分分析/多元線性回歸法（PCA/MLR）

國內外對PAHs的源解析多用定性和定量兩類方法：前者有比值法、特征污染物法、輪廓圖法、碳同位素法等（Lin et al.，2013；Zhou et al.，2014；翟夢曉，2011），多利用污染物的化學性質進行源識別；后者有主成分分析法和正定矩陣因子法，多用于大氣、土壤和沉積物中PAHs的源解析（Sun et al.，2015；孫海峰等，2015；蔡楊等，2021）。本研究將定量方法引入開展源解析，采用主成分分析/多元線性回歸法（PCA/MLR）模型用于識別源解析，同時可估計污染源的具體貢獻值。PCA是一種通過減少變量個數分析多變量間的結構相關性的多元統計分析方法。PCA通過線性變換，把給定的一組相關變量轉變成另一組不相關的變量，而變量的總方差保持不變。這些新的變量按方差依次遞減的順序排列，形成主成分。被提取出來的前幾個主成分通常可以反映出受體中主要的PAHs污染源。通過因子（主成分）在各PAHs組分（變量）上的載荷大小可以推斷出該因子所反映的多環芳烴化學污染源。多元線性回歸（MLR）的目的是確定不同污染源對某樣品中的百分數貢獻率。以標準化主成分得分變量為自變量，標準化的16種PAHs總量為因變量，進行多元線性回歸分析。采用逐步回歸的方法，設定進入變量的顯著水平為0.05，從方程中剔除變量的顯著水平為0.10，由此獲得方程的標準化回歸系數可反映各主因子的相對貢獻率（廖書林等，2011）。

1.4 生態風險評價方法

分別使用平均效應區間中值商法（QMERM）和苯并(a)芘毒性等效當量法（QTE）進行生態風險評價。QMERM可定量預測15種PAHs[包括萘、苊、二氫苊、菲、熒蒽、蒽、芴、芘、苯并(a)蒽、?、二苯并(a, h)蒽、苯并(e)苝、苯并(b)熒蒽、苯并(k)熒蒽、和苯并(ghi)苝]的綜合生態毒性（Mccready et al.，2006），QMERM通過計算單組分PAH的效應區間中值商（QERM）求出PAHs的QMERM，確定PAHs的綜合生態毒性。QERM和QMERM的計算公式如下：

式中：

wi——PAHs單體的質量分數；

wERMi——對應的區間效應中值的質量分數，取值參照文獻（Long et al.，1995）。

n——PAHs單體的總數。若QMERM<0.1，構成生態風險的可能性比較小，毒性概率<10%；若0.11.5，則具有高毒性，毒性可能性約為75%。

QTE可比較和定量表示環境樣品中各 PAHs的致癌潛力（Agarwal et al.，2008），因不同 PAHs的結構和致癌作用機制類似，常以毒性最強的BaP為基準進行毒性換算，計算公式如下：

式中：

QTEs——物質i的苯并[a]芘毒性當量濃度；

wi——物質i的質量分數，mg·kg-1；

FTEi——物質i相對BaP的毒性當量因子，采用 Nisbet等基于 BaP的毒性當量因子計算所得（Ravindra et al.，2006）。毒性當量因子越大，對應的PAHs單體的毒性越大。

2 結果與討論

2.1 不同區域農田土壤多環芳烴質量分數及其成分組成比較

土壤多環芳烴監測結果顯示，美國環境保護署（USEPA）優先控制的16種PAHs在太原污灌區不同區域土壤中均有檢出（表 2），其質量分數范圍是 214.50—13511.50 μg·kg-1（以干質量計）。圖 2顯示的是各采樣點PAHs的分布特征，結果表明，晉源區中部和小店區東南部大多數采樣點PAHs總量較高，清徐縣較低。小店區灌溉水來自北張退水渠，西南部灌溉水來自太榆退水渠，而渠內污水主要來自太原市區的生活污水、還有部分未經處理的工業廢水，且均未設防滲處理。晉源區主要分布有多家化工廠、太原市第一熱電廠、造紙廠、醫藥園區等企業。近年來，由于國民經濟的大力發展，沿途一些企業每年向鄰近退水渠排放一定數量的工業廢水，使污水的成分變得更加復雜。清徐縣境內用于灌溉的水渠主要有汾河二壩的東干渠和西干渠，其中西干渠又分出西一、西二和西三共3個支渠，東干渠分出東一支渠。汾河中的污水主要來源于上游污水，少量來源縣城生活污水和工業廢水。近年來，山西省高度重視汾河生態環境保護，舉全省之力全方位、全地域、全過程推進汾河流域生態治理，汾河流域生態環境質量得到全面好轉，灌溉水的水質也隨之改善，該區域土壤PAHs質量分數與其他兩個區域比，相對較低。因此，土壤 PAHs的質量分數及分布特征與灌溉水質及灌溉歷史有很大的關系。

表2 農田土壤中多環芳烴質量分數Table 2 PAHs concentrations in farmland soilμg·kg-1

圖2 農田土壤多環芳烴分布特征Figure 2 Distribution of PAHs in farmland soil

不同采樣點土壤中PAHs的構成不同，不同環數的PAHs質量分數差異也比較大。污灌區農田土壤中PAHs的組成特征如圖3所示。4環PAHs質量分數均值最高，其次是5—6環，2—3環PAHs質量分數均值最低。不同地區PAHs組成特征顯示，小店區中高環（4—6環）PAHs占表層土壤總PAHs的比例為76.7%，低環（2—3環）PAHs占表層土壤總PAHs的比例為23.3%；晉源區中高環（4—6環）PAHs占表層土壤總PAHs的比例為74.4%，低環（2—3環）PAHs占表層土壤總PAHs的比例為25.6%；清徐縣中高環（4—6環）PAHs占表層土壤總 PAHs的比例為 75.2%，低環（2—3環）PAHs占表層土壤總PAHs的比例為24.8%。不同區域低環和中高環 PAHs質量分數均表現為小店區>晉源區>清徐縣。環境中的PAHs來源大致可分為燃燒源和石油源，高環（4環及以上）PAHs主要來源于煤等化石燃料的高溫燃燒，低環（2環和3環）PAHs主要來源于有機物的低溫轉化和石油產品的泄露（Men et al.，2009；李恭臣等，2006；）。本研究中，2—3環PAHs質量分數約占總質量分數的23.3%—25.6%，4—6環質量分數約占總質量分數的74.4%—76.7%。由此可見，中環和高環PAHs質量分數所占的比例較高，說明太原污灌區PAHs主要來源為化石燃料的不完全燃燒，可能與居住在該污灌區附近的工業企業的排放和居民活動有關。

圖3 農田土壤中多環芳烴組成特征Figure 3 Distribution of PAHs in farmland soil

污灌區農田土壤PAHs與其他污灌區的研究對比分析結果顯示，研究區所有點位農田土壤中PAHs平均質量分數稍高于沈陽污灌區農田（Song et al.，2006），高于遼寧渾蒲灌區農田（高昌源等，2016）；稍低于沈撫石油類污灌區（曲健等，2006），低于烏魯木齊某污灌區（王雪萍等，2020），處于中等質量分數水平（表3）。

表3 相關研究區域農田土壤中PAHs質量分數的對比分析Table 3 PAHs concentrations in other sewage irrigation areas μg·kg-1

2.2 土壤中多環芳烴來源解析

農田土壤中PAHs有多種來源，是多個環境因素共同作用的結果。本研究采用主成分分析/多元線性回歸法（PCA/MLR）定量分析污灌區農田土壤中PAHs的來源。首先，分別對小店區、晉源區和清徐縣的土壤樣品中16種PAHs進行主成分（PCA）分析。采用主成分提取法和最大方差旋轉法進行因子分析，主成分提取原則為特征值大于 1。小店區共獲得2個主成分，累計方差貢獻率為90.4%，說明 2個主成分可以反映原始變量總信息的 90%以上。主成分1（PC1）和主成分2（PC2）分別解釋了60.6%和29.8%的方差（表4）。

表4 PAHs的旋轉成分矩陣Table 4 Rotational component matrix of PAHs

小店區PC1的方差貢獻率為60.6%，主要為4環和 4環以上 PAHs，包括 Flt、Pyr、BaA、Chr、BbF、BkF、BaP、BA、InP、BP。這些高分子量PAHs主要是化石燃料燃燒所生成的產物。其中，Pyr、BaA、BaP、BkF是煤炭燃燒的典型代表物，BbF、InP和 BP是以柴油或汽油為燃料的機動車尾氣排放的指示物（Larsen et al.，2003；Ravindra et al.，2006），它們的來源都與化石燃料然燒有關（Kavouras et al.，2001）。BaA和Chr被研究者確認為汽油和天然氣燃燒的產物（Khalili et al.，1995），而NaP主要來自焦爐燃燒、汽車尾氣排放和汽油泄露等（Xu et al.，2013）。因此，PC1反映出小店區土壤中的PAHs主要來源于化石燃料和煉焦的混合源。PC2的方差貢獻率為29.8%，主要包括 Acy、Ace、Flu、Phe和 Ant。Ace、Acy 主要存在于焦炭中（Athanasios et al.，2006），Flu、Phe和Ant這3種PAHs都是煉焦過程中產生的（Kohler et al.，2000）。因此，PC2主要來自于焦炭源。以標準化主因子得分變量為解釋變量，標準化的 16種PAHs總量為被解釋變量，利用SPSS進行多元線性回歸分析，方程的標準化回歸系數可以反映各主成分因子，即各主要源的相對貢獻。表5給出了回歸方程的方差分解及檢驗過程，回歸方程的統計量F=27796.467，P=0.000<0.05，可見方程極其顯著。擬合的回歸方程系數Bi及其檢驗見表6。未標準化時，常數項為1.10×10-16，統計量t值為0.000，對應的P=1.000>0.05，方程的常數項不顯著，可以考慮剔除常數項，采用標準化后的方程。自變量f1的回歸系數為 0.896，統計量t=211.405，對應的P=0.000，檢驗結果顯著（P<0.05）；自變量f2的回歸系數為 0.443，統計量t=104.407，對應的P=0.000<0.05，檢驗結果顯著。由此可得小店區農田土壤中PAHs的標準回歸方程（式3）：

表5 回歸方程方差分析Table 5 Variance analysis of regression equation

表6 回歸方程系數Table 6 Coefficients of the regression model

其中：

化石燃料和煉焦的貢獻率為66.9%，焦炭源的貢獻率33.1%。因此，化石燃料和煉焦是小店區污灌區農田土壤中PAHs的主要來源，該結果與比值法的源解析結果基本一致。

晉源區PC1的方差貢獻率為43.9%，主要為3環和5環PAHs，包括Acy、Flu、Chr、BbF、BkF、BaP、BA、InP、BP，其中Acy主要來自于柴油或木材的燃燒，Flu、Chr、BbF、BkF、BaP是煤炭燃燒的指示物，BA、InP、BP是以柴油或汽油為燃料的機動車尾氣排放指示物。因此，PC1反映出晉源區土壤中的PAHs主要來源于化石燃料的燃燒。PC2的方差貢獻率為40.0%，主要包括Nap、Ace、Phe、Ant、Flt、Pyr、BaA。其中 NaP、Ace、Flt是焦爐的主要指示物，Phe、Ant、Pyr、BaA 是煤炭燃燒的指示物，PC2反映出煤炭燃燒和煉焦的混合源。同上，晉源區土壤中PAHs的標準回歸方程如下（式4），該研究區土壤中PAHs的2種來源的貢獻率分別為53.2%（化石燃料燃燒）、46.8%（煤燃燒和煉焦的混合源）。

清徐縣PC1的方差貢獻率為72.5%，主要為3環、4 環和 5 環 PAHs，包括 Phe、Ant、Flt、Pyr、BaA、Chr、BbF、BkF、BaP、BA、InP、BP，其中 Phe、Ant、Flt、Pyr、BaA、Chr、BbF、BkF、BaP主要來源于煤炭燃燒，而BA、InP、BP與交通污染有關，來自于汽油或柴油燃燒。因此，PC1反映出晉源區土壤中的PAHs主要來源于化石燃料的燃燒。PC2的方差貢獻率為12.2%，主要包括NaP、Acy、Flu，主要來源于木材或煉焦燃燒。因此，PC2反映出木材燃燒和煉焦的混合源。清徐縣土壤中PAHs的標準回歸方程為式5，該區土壤中PAHs的2種來源的貢獻率分別為88%（化石燃料燃燒）、12%（煤木材燃燒和煉焦的混合源）。

綜上所述，這3個區的PAHs來源主要是化石燃料燃燒，煤炭燃燒和煉焦，這是由于污灌區采樣點附近重工業企業較多，通過燃煤或化石燃料產生的PAHs以煙塵顆粒為載體通過大氣干濕沉降和風力輸送進入到土壤環境中，同時污水灌溉使得吸附在水體中固體顆粒上的PAHs隨污水流動而在土壤中大量富集。此外，居民區排放的廢氣廢渣、汽車尾氣和煤、焦炭的燃燒所產生的顆粒通過干濕沉降進入土壤表面，也給土壤貢獻了部分PAHs。因此，太原市污灌區農田土壤中PAHs污染來源一方面與灌溉水質及灌溉歷史有很大的關系；另一方面，通過燃煤或化石燃料產生的PAHs通過大氣干濕沉降和風力輸送進入到土壤環境中，在地表徑流作用下造成土壤污染。

2.3 土壤中多環芳烴污染風險評價

2.3.1 平均效應區間中值商法評價結果

從表 7中可以看出，不同區縣、同一區縣不同地塊生態風險不同。小店區和晉源區PAHs的污染程度均是中低毒性，毒性概率約為30%，清徐縣PAHs的污染程度為低毒性，表明其生態風險較小。從不同污染級別的樣品比例來看，QMERM介于0.1和0.5間的樣品比例從高到低依次是小店區、晉源區和清徐縣，QMERM小于0.1的樣品比例從高到底依次是清徐縣、晉源區和小店區。因此，小店區和晉源區分別有74.29%和68.75%的土壤樣點的毒性概率為30%左右，而清徐縣有 97.5%的土壤樣點的毒性概率小于10%，其潛在生態風險最低。圖4顯示，晉源區和小店區大部分地區為中低毒性，清徐縣大部分地區為低毒性，僅有北部部分地區為中低毒性。其原因一方面可能與灌溉水的水質有關，前文指出，小店區和晉源區灌溉水主要來自太原市區的生活污水以及部分未經處理的工業廢水，水質較差。清徐縣境內的灌溉水主要來自上游汾河污水，近年來汾河流域生態環境質量全面提升，水質改善，因此，相比小店區和晉源區，清徐縣PAHs污染的生態風險較低。另一方面，還可能與土壤理化性質、微生物種類和數量有關，需進一步研究。

表7 15種PAHs潛在生態風險評估結果Table 7 Potential ecological risk assessment of 15 PAHs

圖4 PAHs潛在生態風險分布特征Figure 4 Distribution of potential ecological risk of PAHs

2.3.2 苯并(A)芘毒性等效當量法評價結果

從表 8中可以看出，小店區土壤中 16 種PAHs的 QTE 值范圍為 130.54—1474.58 μg·kg-1，平均值為 599.58 μg·kg-1；晉源區土壤中 16種 PAHs的 QTE 值范圍為 45.64—1722.37 μg·kg-1，平均值為 475.83 μg·kg-1。清徐縣土壤中 16 種 PAHs的QTE值 范 圍 為 18.08 — 981.83 μg·kg-1， 平 均 值 為118.43μg·kg-1。3個區縣土壤中 16種 PAHs的QTE平均值排序為小店區>晉源區>清徐縣，毒性當量越大，則土壤中PAHs的綜合生態風險越大。

表8 16種PAHs的毒性當量濃度Table 8 Toxic equivalent concentration of 16 PAHs μg·kg-1

多環芳烴的毒性主要表現為致癌性，其差異較大；一般而言，低分子量PAHs的致癌性較低，而某些高分子量PAHs具有相對較強的致癌性（Wit et al.，1995）。小店區7種致癌多環芳烴（7carPAHs）[苯并(a)蒽、?、苯并(b)熒蒽、苯并(k)熒蒽、苯并(a)芘、茚并(123-c, d)芘、二苯并(a, h)蒽]的QTE范圍是 129.07—1460.80 μg·kg-1，平均值為 592.87 μg·kg-1，占16種多環芳烴總量的82.31%；晉源區7種致癌多環芳烴的毒性當量濃度范圍是 45.14—1777.87 μg·kg-1，平均值為 470.24 μg·kg-1，占 16種多環芳烴總量的98.82%；清徐縣7種致癌多環芳烴的毒性當量濃度范圍是 17.79—974.29 μg·kg-1，平均值為117.28 μg·kg-1，占16種多環芳烴總量的99.02%。由此說明，研究區域土壤中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，小店區、晉源區和清徐縣QTE值范圍分別為62—522、20.40—531.40、9.10—498.50 μg·kg-1，平均值分別為 290.36、207.09、56.89 μg·kg-1，貢獻值為48.4%、43.5%、48.0%，應重點關注。中國在《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》（GB15618—2018）（生態環境部，2018）中規定了BaP的農用地土壤污染風險篩選值限值（0.55 mg·kg-1）。本研究中，所有土壤樣本中BaP質量分數值均低于該標準值。

3 結論

（1）多環芳烴廣泛存在于太原污灌區農田土壤中，該區域農田土壤已受到多環芳烴污染，其質量分數范圍是 214.50—13511.50 μg·kg-1，4—6 環單體多環芳烴為主要成分，約占總量比例的74.4%—76.7%；但苯并[a]芘質量分數均值未超過中國《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準 (GB 15618—2018)》中的風險篩選值。

（2）太原污灌區農田土壤中PAHs主要來源是化石燃料燃燒、煤炭燃燒和煉焦。其中，小店區化石燃料燃燒和煉焦的貢獻率為66.9%，焦炭源的貢獻率 33.1%；晉源區化石燃料燃燒的貢獻率為53.2%、煤燃燒和煉焦的混合源的貢獻率為46.8%；清徐縣化石燃料燃燒占88%、煤木材燃燒和煉焦的混合源占12%。

（3）生態風險評估結果顯示，研究區多環芳烴的污染程度為中低毒性或低毒性，產生的危害極小；苯并(a)芘毒性當量法進一步分析表明，7種致癌多環芳烴的毒性當量值占多環芳烴總量的 95%以上，是PAHs毒性風險的主要來源，其中BaP毒性當量的貢獻值為44%—48%，應重點關注。