農(nóng)業(yè)機(jī)械化作業(yè)對(duì)三江平原農(nóng)田土壤PAHs分布特征的影響及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

摘要：為探討農(nóng)業(yè)機(jī)械化作業(yè)活動(dòng)可能導(dǎo)致的多環(huán)芳烴（PAHs）在農(nóng)田土壤中的殘留問(wèn)題，本研究于2022—2023年在我國(guó)三江平原作物生長(zhǎng)期和成熟期的土壤開(kāi)展樣品采集，應(yīng)用加壓溶劑萃取-氣相色譜質(zhì)譜聯(lián)用的分析技術(shù)，對(duì)16種優(yōu)先控制的PAHs進(jìn)行分析。結(jié)果表明：作物成熟期，農(nóng)田土壤中Σ16PAHs含量高于作物生長(zhǎng)期，均值達(dá)到218.26 μg·kg-1，但與國(guó)內(nèi)其他商品糧種植基地相比處于偏低水平；對(duì)采樣點(diǎn)所在的農(nóng)田區(qū)域依據(jù)種植規(guī)模進(jìn)行劃分后發(fā)現(xiàn)，大規(guī)模耕種區(qū)域平均Σ16PAHs含量在成熟期高于小規(guī)模耕種區(qū)域；同分異構(gòu)比值法分析表明，成熟期大規(guī)模耕種區(qū)域土壤中的PAHs主要源于煤炭、生物質(zhì)燃燒和石油源，而小規(guī)模耕種區(qū)域的PAHs主要源于煤炭和生物質(zhì)燃燒，進(jìn)一步說(shuō)明農(nóng)田土壤中PAHs的來(lái)源可能與農(nóng)業(yè)機(jī)械化作業(yè)有關(guān)；對(duì)比成熟期不同農(nóng)場(chǎng)區(qū)域的農(nóng)田土壤發(fā)現(xiàn)，友誼農(nóng)場(chǎng)農(nóng)田土壤中平均Σ16PAHs含量要低于興凱湖農(nóng)場(chǎng)，推測(cè)可能是不同農(nóng)場(chǎng)機(jī)械化水平的差異造成的。依據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018），對(duì)不同耕種區(qū)域內(nèi)的苯并[a]芘（BaP）開(kāi)展風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，大規(guī)模與小規(guī)模耕種區(qū)域內(nèi)BaP低于風(fēng)險(xiǎn)篩選值，說(shuō)明該研究區(qū)域內(nèi)農(nóng)田土壤污染風(fēng)險(xiǎn)較低。同時(shí)，應(yīng)用效應(yīng)區(qū)間中低值法，對(duì)成熟期不同耕種規(guī)模農(nóng)田土壤中PAHs進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，發(fā)現(xiàn)農(nóng)田土壤中PAHs尚未對(duì)環(huán)境造成顯著的負(fù)面影響，但不同耕種規(guī)模農(nóng)田土壤中PAHs生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值存在差異，大規(guī)模耕種區(qū)域農(nóng)田土壤中芴（Flu）和菲（Phe）的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值分別已達(dá)到效應(yīng)區(qū)間低值（ERL）的35.42%和16.56%，比小規(guī)模耕種區(qū)域高出10.43個(gè)和7.44個(gè)百分點(diǎn)。研究結(jié)果表明，農(nóng)業(yè)機(jī)械化作業(yè)對(duì)三江平原農(nóng)田土壤PAHs污染水平及分布特征存在影響，對(duì)于大規(guī)模農(nóng)業(yè)機(jī)械化作業(yè)的農(nóng)田土壤中的PAHs污染需要予以進(jìn)一步關(guān)注。

關(guān)鍵詞：農(nóng)業(yè)機(jī)械化作業(yè)；農(nóng)田土壤；多環(huán)芳烴；生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)；三江平原

中圖分類(lèi)號(hào)：X53;X820.4 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：1672-2043（2025）03-0685-11 doi：10.11654/jaes.2025-0012

多環(huán)芳烴（Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）是含兩個(gè)或兩個(gè)以上苯環(huán)的一類(lèi)持久性有機(jī)污染物，對(duì)人類(lèi)和其他生物體具有毒性和免疫抑制作用[1]，存在致畸、致癌、致突變的“三致效應(yīng)”危害[2-3]。美國(guó)環(huán)境保護(hù)署在1979年將16種PAHs列入優(yōu)先控制名單，聯(lián)合國(guó)環(huán)境規(guī)劃署（UNEP）也將PAHs列為管控類(lèi)的持久性有機(jī)污染物。人類(lèi)工農(nóng)業(yè)活動(dòng)[4]使得大量的PAHs 進(jìn)入到各種環(huán)境介質(zhì)中。土壤作為一種重要的環(huán)境介質(zhì)，由于其較強(qiáng)的吸附能力，承擔(dān)著90%以上的PAHs環(huán)境負(fù)荷[5-6]，且均存在于表層土壤中[7]。通過(guò)石油源、生物質(zhì)和煤炭大量燃燒以及秸稈燃燒等途徑產(chǎn)生的PAHs 是農(nóng)田土壤主要的有機(jī)污染物類(lèi)型[8-9]。

三江平原位于我國(guó)東北地區(qū)東北部，在1900年之前，該地區(qū)以沼澤濕地為主[10]。在過(guò)去的幾十年里，借助先進(jìn)的農(nóng)業(yè)技術(shù)與規(guī)模化管理模式，三江平原的天然濕地區(qū)域已變成了可耕地土壤[11]，“北大荒”成功轉(zhuǎn)型為“北大倉(cāng)”。三江平原的黑土資源土層深厚、有機(jī)質(zhì)含量高、保水性強(qiáng)，使得該地區(qū)的農(nóng)作物單位產(chǎn)量相對(duì)較高、農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)優(yōu)良，是我國(guó)重要的商品糧生產(chǎn)基地之一。

近年來(lái)，我國(guó)農(nóng)業(yè)機(jī)械化水平逐年提高。據(jù)統(tǒng)計(jì)，2020年我國(guó)主要農(nóng)作物的農(nóng)、種、收綜合機(jī)械化率已超過(guò)70%[12]。在耕種規(guī)模較大的農(nóng)田區(qū)域，大型農(nóng)用機(jī)械因具備效率高、節(jié)省人力等特點(diǎn)，成為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中的首選設(shè)備。相較而言，在耕作規(guī)模較小且田塊分布零散的區(qū)域，由于耕地條件復(fù)雜和作物種植的高度差異化，大型農(nóng)機(jī)的適用性受到限制[13-14]。三江平原作為我國(guó)重要的糧食產(chǎn)區(qū)，分布著多個(gè)大型國(guó)營(yíng)農(nóng)場(chǎng)。各農(nóng)場(chǎng)的機(jī)械化水平因耕地區(qū)域特征和設(shè)備種類(lèi)差異而顯著不同[15]。在作物收割期間，大型農(nóng)機(jī)的廣泛使用雖然提高了生產(chǎn)效率，但其運(yùn)行過(guò)程中的燃油消耗、機(jī)械零部件磨損，以及駕駛員操作習(xí)慣等因素可能導(dǎo)致PAHs的排放[16]，這不僅可能對(duì)土壤和作物造成污染威脅，也可能因不同農(nóng)場(chǎng)機(jī)械化水平的差異而導(dǎo)致污染程度的不同。

因此，本研究以三江平原農(nóng)田土壤為對(duì)象，依據(jù)農(nóng)業(yè)經(jīng)營(yíng)規(guī)模耕地面積劃分準(zhǔn)則，于2022—2023年在作物生長(zhǎng)期、成熟期分別采集作物根部土壤，以16種優(yōu)控PAHs為研究對(duì)象，分析種植規(guī)模和農(nóng)業(yè)機(jī)械化水平的差異對(duì)PAHs 在農(nóng)田土壤中存在的影響及其時(shí)空分布特征，同時(shí)結(jié)合同分異構(gòu)體分析法識(shí)別PAHs污染來(lái)源，并進(jìn)一步評(píng)估其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平，以期為農(nóng)田污染防控及環(huán)境管理提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)儀器與試劑

樣品前處理和定量分析使用高通量加壓流體萃取儀[HPFE06S，中國(guó)睿科集團(tuán)（廈門(mén)）股份有限公司]；真空冷凍干燥機(jī)（LGJ-12A，北京四環(huán)起航科技有限公司）；氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀（Aglient7890A-5975C，美國(guó)）；高通量真空平行濃縮儀[MPEPlus，中國(guó)睿科集團(tuán)（廈門(mén)）股份有限公司]。

定量分析的16 種優(yōu)控PAHs 包括萘、苊烯、苊、芴、菲、蒽、熒蒽、芘、苯并[a]蒽、?、苯并[b]熒蒽、苯并[k]熒蒽、苯并[a]芘、茚并[1，2，3-cd]芘、二苯并[a，h]蒽以及苯并[g，h，i]苝，16種PAHs的混標(biāo)購(gòu)于Accustan?dard（美國(guó)）；實(shí)驗(yàn)用溶劑正己烷（HEX）和丙酮（ACE）均為色譜純，購(gòu)自FisherScientific（美國(guó)）；回收率指示物氘代菲（Phe-D10）購(gòu)自AccuStandard（美國(guó)）；硅藻土（80～100目）購(gòu)自北京百靈威科技有限公司，實(shí)驗(yàn)前預(yù)先在160 ℃烘烤4 h。

1.2 樣品采集與前處理方法

分別于2022—2023年作物生長(zhǎng)期、2022年作物成熟期在三江平原的寶泉嶺農(nóng)場(chǎng)、二道河農(nóng)場(chǎng)、友誼農(nóng)場(chǎng)和興凱湖農(nóng)場(chǎng)進(jìn)行土壤樣品采集，共設(shè)置67個(gè)采樣點(diǎn)，采樣點(diǎn)信息及編號(hào)如表1和圖1所示。

國(guó)家統(tǒng)計(jì)局發(fā)布《第三次全國(guó)農(nóng)業(yè)普查主要數(shù)據(jù)公報(bào)（第一號(hào)）》[17]對(duì)規(guī)模農(nóng)業(yè)經(jīng)營(yíng)戶進(jìn)行解釋及說(shuō)明，規(guī)模農(nóng)業(yè)經(jīng)營(yíng)戶是指具有較大農(nóng)業(yè)經(jīng)營(yíng)規(guī)模、以商品化經(jīng)營(yíng)為主的農(nóng)業(yè)經(jīng)營(yíng)戶，種植業(yè)規(guī)模化標(biāo)準(zhǔn)為：一年一熟制地區(qū)露地種植農(nóng)作物的土地達(dá)到6.67 hm2及以上；一年二熟制及以上地區(qū)露地種植農(nóng)作物的土地達(dá)到3.33 hm2及以上。三江平原具有低溫期較長(zhǎng)[18-19]和積溫?cái)?shù)值相對(duì)較低[20-21]的特點(diǎn)，這一狀況難以滿足水稻、大豆、玉米等常見(jiàn)經(jīng)濟(jì)農(nóng)作物實(shí)現(xiàn)一年多熟的熱量需求，故所種植的經(jīng)濟(jì)作物均呈現(xiàn)出一年一熟制的特點(diǎn)。本研究以此為依據(jù)，以6.67 hm2作為耕種面積劃分界線，將作物成熟期采樣點(diǎn)所在種植區(qū)域進(jìn)行分類(lèi)。耕種面積gt;6.67 hm2 的采樣點(diǎn)所在區(qū)域視為符合較大農(nóng)業(yè)經(jīng)營(yíng)規(guī)模，記作大規(guī)模耕種區(qū)域，共計(jì)26個(gè)；耕種面積≤6.67 hm2的采樣點(diǎn)所在區(qū)域視為不符合較大農(nóng)業(yè)經(jīng)營(yíng)規(guī)模，記作小規(guī)模耕種區(qū)域，共計(jì)6個(gè)，本研究采樣點(diǎn)區(qū)域依種植規(guī)模劃分的具體情況見(jiàn)表1。

采樣時(shí)去除土壤上層雜物及石塊等，將采集的土樣裝入錫箔紙包好，再裝入聚乙烯袋中，帶回實(shí)驗(yàn)室處理。去除作物根系、砂礫等，對(duì)土樣進(jìn)行冷凍干燥處理，再經(jīng)研磨過(guò)篩后，在實(shí)驗(yàn)室中于4 ℃以下避光保存待用。

樣品前處理參照Wang等[22]的方法，準(zhǔn)確稱(chēng)取處理后的5 g土壤樣品，在34 mL不銹鋼萃取罐中依次加入2 g石英砂、5 g土壤樣品、200 ng回收率指示物氘代菲，放入高通量真空平行濃縮儀進(jìn)行萃取，萃取液經(jīng)真空旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀濃縮至0.5 mL，加入正己烷進(jìn)行置換，再濃縮至1 mL后，等待氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀（GC-MS）檢測(cè)。PAHs 采用加速溶劑萃取法（ASE）萃取，ASE 提取條件：萃取溶劑為HEX-ACE混合液（體積比為1∶1）；加熱溫度為100 ℃；加熱時(shí)間為5 min；靜態(tài)萃取時(shí)間為5 min；萃取壓力為10.34 MPa；60% 池體體積沖洗；氮?dú)獯祾?0 s；萃取循環(huán)2次。

1.3 儀器分析與質(zhì)量控制

分析方法參照Liu等[23]的方法，PAHs定量分析使用氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀，色譜柱使用DB-5MS（30m×0.25 mm×0.25 μm）。柱溫設(shè)定初始溫度為60 ℃，保持2 min，然后以10 ℃·min-1的速率上升至300 ℃，保持5 min。載氣為高純氦氣，采用恒流模式，流速為1.0 mL·min-1。樣品采用無(wú)分流進(jìn)樣，進(jìn)樣量為1 μL，在選擇離子模式（SIM）下進(jìn)行定量分析。

本實(shí)驗(yàn)采用硅藻土加標(biāo)的方法測(cè)定16 種PAHs的回收率，16種PAHs的實(shí)驗(yàn)室空白在n.d.～12.36 μg·kg-1之間，除了菲的空白最高為12.36 μg·kg-1外，其余15 種PAHs 的含量均在4.5 μg·kg-1 以下，其中高環(huán)PAHs（gt;4環(huán)）在空白樣品中均未檢出，該實(shí)驗(yàn)空白對(duì)后續(xù)數(shù)據(jù)的解讀和分析影響不大；16種PAHs及氘代菲的色譜保留時(shí)間、特征離子和標(biāo)準(zhǔn)曲線等信息見(jiàn)表2。為保證及控制PAHs 的數(shù)據(jù)質(zhì)量，實(shí)際采樣點(diǎn)均采集平行樣進(jìn)行測(cè)定，目標(biāo)物含量均經(jīng)過(guò)空白值扣除。氘代菲的回收率為（104.3%±15.1%）（n=136，包括134個(gè)實(shí)際樣品和2個(gè)空白樣品）。PAHs的檢出限使用儀器自帶的信噪比（S/N）工具進(jìn)行估算，以S/N≈3 時(shí)的進(jìn)樣量為儀器檢出限（LOD），16 種目標(biāo)PAHs的LOD在1～5 μg·L-1之間；目標(biāo)化合物的回收率通過(guò)實(shí)驗(yàn)室空白加標(biāo)來(lái)測(cè)定，16種PAHs的加標(biāo)回收率為65%～117%。

1.4 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

采用效應(yīng)區(qū)間中低值法進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。效應(yīng)區(qū)間低值（Effects range low，ERL）和效應(yīng)區(qū)間中值（Effects range median，ERM）兩個(gè)指標(biāo)可以評(píng)估污染物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。當(dāng)污染物含量ERM時(shí)，則污染物對(duì)生物會(huì)產(chǎn)生毒副作用，認(rèn)為風(fēng)險(xiǎn)幾率gt;50%[24]。

1.5 數(shù)據(jù)處理

使用Excel 2021對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行初步整理，采用Arc?GIS 10.8軟件繪制采樣點(diǎn)空間示意圖，其他圖表的繪制通過(guò)Origin 2022實(shí)現(xiàn)。

2 結(jié)果與討論

2.1 農(nóng)業(yè)機(jī)械化作業(yè)對(duì)三江平原農(nóng)田土壤PAHs污染水平及分布特征的影響

2.1.1 不同耕種規(guī)模農(nóng)田土壤中PAHs污染水平

三江平原作物生長(zhǎng)期和成熟期農(nóng)田土壤中16種PAHs 的含量如圖2 所示。2022 年作物生長(zhǎng)期16 種PAHs總含量范圍為85.97～487.60 μg·kg-1，平均值為176.54 μg·kg-1；2022年作物成熟期PAHs的總含量范圍為62.35～500.85 μg·kg-1，平均值為218.26 μg·kg-1。2023 年作物生長(zhǎng)期PAHs 的總含量范圍為64.65～422.91 μg·kg-1，平均值為126.13 μg·kg-1。作物生長(zhǎng)期時(shí)的PAHs 總含量和平均值要低于成熟期，Zhang等[25]在研究長(zhǎng)三角地區(qū)農(nóng)業(yè)機(jī)械排放清單時(shí)發(fā)現(xiàn)，在農(nóng)忙收割季節(jié)，農(nóng)用機(jī)械的尾氣污染物排放量可能比車(chē)輛高得多。近年來(lái)，現(xiàn)代化的農(nóng)業(yè)科技手段逐步普及至農(nóng)田作業(yè)過(guò)程中，以往依賴人工收割的作業(yè)方式，如今正逐步被以先進(jìn)的大型農(nóng)機(jī)為主體的機(jī)械化收割方式所取代[26]。但大型農(nóng)業(yè)機(jī)械（如拖拉機(jī)、收割機(jī)等）在農(nóng)田作業(yè)過(guò)程中，由于機(jī)械磨損或個(gè)人駕駛習(xí)慣等原因可能會(huì)發(fā)生燃油泄漏。這些泄漏的燃油會(huì)進(jìn)入農(nóng)田土壤，導(dǎo)致土壤中PAHs 含量升高。Zhang等[27]在解析中原農(nóng)田土壤中PAHs來(lái)源時(shí)發(fā)現(xiàn)，石油源和化石燃料的燃燒是其主要來(lái)源，并進(jìn)一步論證了機(jī)械化農(nóng)業(yè)活動(dòng)是農(nóng)村土壤中PAHs 的主要來(lái)源。因此，農(nóng)業(yè)機(jī)械化作業(yè)可能是作物在生長(zhǎng)期PAHs的總含量低于其成熟期的原因。

圖3a和圖3b顯示了三江平原PAHs在成熟期不同耕種規(guī)模下的分布特征。2022年作物成熟期大規(guī)模耕種區(qū)域16 種PAHs 的總含量范圍為62.35～500.85 μg·kg-1，平均值為228.51 μg·kg-1；小規(guī)模耕種區(qū)域含量范圍為103.87～313.83 μg·kg-1，平均值為173.85 μg·kg-1。如圖3c 和圖4 所示，大規(guī)模耕種區(qū)域Σ16PAHs 的含量均值比小規(guī)模耕種區(qū)域要多約24%，其中大規(guī)模耕種區(qū)域內(nèi)的Nap、Phe和Pyr的平均含量顯著高于小規(guī)模耕種區(qū)域，分別高出18.1%、44.9% 和38.0%。Nap、Phe 和Pyr 通常被視為石油源的指示物質(zhì)[28-29]，本實(shí)驗(yàn)結(jié)果說(shuō)明農(nóng)業(yè)機(jī)械化作業(yè)對(duì)農(nóng)田土壤中PAHs 的分布規(guī)律產(chǎn)生了一定的影響。此外，選取相同經(jīng)緯度的采樣點(diǎn)，將其成熟期和生長(zhǎng)期的Σ16PAHs含量進(jìn)行對(duì)比，結(jié)果見(jiàn)圖3d。同一采樣點(diǎn)中，成熟期Σ16PAHs 含量均高于生長(zhǎng)期，高出35.9%～70.0%，這也更進(jìn)一步佐證了農(nóng)業(yè)機(jī)械化作業(yè)導(dǎo)致了農(nóng)田土壤中PAHs的殘留。

在作物成熟期，三江平原農(nóng)田土壤中PAHs的污染水平與國(guó)內(nèi)其他商品糧種植區(qū)域含量相比的結(jié)果如表3所示。本研究區(qū)域位于三江平原，與歸屬同一東北地區(qū)的松嫩平原相比，PAHs含量處于較低水平；此外，與東部地區(qū)的太湖地區(qū)、中部地區(qū)的鄱陽(yáng)湖平原以及南方地區(qū)的珠三角地區(qū)等國(guó)內(nèi)其他商品糧種植區(qū)域相比也處于偏低水平。

2.1.2 農(nóng)業(yè)機(jī)械化水平對(duì)三江平原不同農(nóng)場(chǎng)區(qū)域所屬農(nóng)田土壤中PAHs污染水平的影響

三江平原作為我國(guó)重要的糧食產(chǎn)區(qū)，分布著多個(gè)大型國(guó)營(yíng)農(nóng)場(chǎng)，比如友誼農(nóng)場(chǎng)、二道河農(nóng)場(chǎng)、興凱湖農(nóng)場(chǎng)等，這些農(nóng)場(chǎng)在我國(guó)農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化進(jìn)程中具有重要地位。然而，由于耕地區(qū)域的自然條件、農(nóng)場(chǎng)的歷史發(fā)展路徑以及機(jī)械設(shè)備更新速度的差異，各農(nóng)場(chǎng)的機(jī)械化水平存在顯著差異[15]。這種機(jī)械化水平的不同不僅體現(xiàn)在機(jī)械種類(lèi)、數(shù)量和性能方面，還涉及操作人員的技能水平和機(jī)械保養(yǎng)維護(hù)狀況[36]。

在作物收割期間，大型農(nóng)業(yè)機(jī)械的廣泛使用大幅度提高了生產(chǎn)效率，但同時(shí)也可能帶來(lái)潛在的環(huán)境問(wèn)題。對(duì)比本實(shí)驗(yàn)的研究區(qū)域友誼農(nóng)場(chǎng)和興凱湖農(nóng)場(chǎng)的農(nóng)業(yè)機(jī)械化水平，友誼農(nóng)場(chǎng)機(jī)械化程度可達(dá)到90%以上[37]，而興凱湖農(nóng)場(chǎng)所采用的農(nóng)用機(jī)械馬力較大[38]。如圖5所示，在成熟期32個(gè)采樣點(diǎn)中，興凱湖農(nóng)場(chǎng)區(qū)域內(nèi)的采樣點(diǎn)16 種PAHs 的平均值為389.05μg·kg-1，友誼農(nóng)場(chǎng)的平均值則為193.63 μg·kg-1，興凱湖農(nóng)場(chǎng)PAHs的污染水平較友誼農(nóng)場(chǎng)高出近50%。其原因可能與興凱湖農(nóng)場(chǎng)所采用的農(nóng)用機(jī)械馬力大有關(guān)。農(nóng)機(jī)馬力大意味著其發(fā)動(dòng)機(jī)在工作時(shí)，內(nèi)部的活塞缸套組等部件承受的壓力和摩擦力更大[39]，長(zhǎng)時(shí)間高強(qiáng)度的工作會(huì)導(dǎo)致發(fā)動(dòng)機(jī)部件磨損加劇[38]。同時(shí)，磨損后的發(fā)動(dòng)機(jī)密封性能下降，從而可能會(huì)出現(xiàn)燃油或機(jī)油泄漏的情況。泄漏的燃油和機(jī)油滴落在土壤表層，也會(huì)造成農(nóng)田土壤中PAHs含量升高。這可能是友誼農(nóng)場(chǎng)平均PAHs 含量比興凱湖農(nóng)場(chǎng)低的原因之一。由此可見(jiàn)，不同農(nóng)場(chǎng)機(jī)械化水平的差異會(huì)影響PAHs的排放量和污染水平。

2.2 來(lái)源分析

不同成因的PAHs在構(gòu)造和組分上存在差異，因此PAHs來(lái)源較復(fù)雜。同分異構(gòu)體比值法通常被用于識(shí)別和評(píng)估PAHs來(lái)源[40]。本研究采用Ant（/ Ant+Phe）和Flt（/ Flt+Pyr）2個(gè)同分異構(gòu)比值[23]解析作物成熟期不同耕種規(guī)模的農(nóng)田土壤中PAHs的來(lái)源。Flt（/ Flt+Pyr）lt;0.4表示PAHs主要源于石油源（石油、石油物質(zhì)的泄漏），比值介于0.4～0.5之間表示PAHs主要來(lái)源于石油燃燒，比值gt;0.5表示PAHs主要來(lái)源于煤炭、生物質(zhì)燃燒；當(dāng)Ant（/ Ant+Phe）lt;0.1時(shí)，化石燃料貢獻(xiàn)較小，PAHs污染主要來(lái)源于石油源，Ant（/ Ant+Phe）gt;0.1則表示是煤炭、生物質(zhì)燃燒所產(chǎn)生的PAHs污染[41]。

根據(jù)耕地規(guī)模劃分方法[17]，將作物成熟期大、小規(guī)模耕種區(qū)域的PAHs 來(lái)源進(jìn)行分析，結(jié)果見(jiàn)圖6。大規(guī)模耕種區(qū)域以石油源和煤炭、生物質(zhì)燃燒為主，小規(guī)模耕種區(qū)域以煤炭、生物質(zhì)燃燒為主，這一結(jié)果也進(jìn)一步證明了在成熟期使用大型農(nóng)機(jī)開(kāi)展作業(yè)時(shí)，雖能有效緩解農(nóng)業(yè)收割壓力，但與此同時(shí)，在使用農(nóng)業(yè)機(jī)械（如拖拉機(jī)、收割機(jī)）等的過(guò)程中，由于操作習(xí)慣或者機(jī)械老化磨損等原因，一定程度上會(huì)發(fā)生燃油泄漏的現(xiàn)象。柴油和汽油中含有PAHs 等物質(zhì)[42-43]，其泄漏進(jìn)入農(nóng)田土壤則可能導(dǎo)致表層土壤中PAHs含量升高，這一現(xiàn)象需要引起關(guān)注。楊洋[33]在研究鄱陽(yáng)湖周邊土壤中PAHs的分布特征時(shí)發(fā)現(xiàn)，耕作土壤中PAHs污染物來(lái)源于石油類(lèi)污染，與本研究結(jié)果一致。

2.3 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)法（SQGs）是評(píng)估港灣和海洋沉積物質(zhì)量的有效方法。在大量實(shí)驗(yàn)研究的基礎(chǔ)上，Long等[44]提出了ERL和ERM，其可用于確定河口、海洋沉積物中有機(jī)污染物的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，而且可以反映沉積物質(zhì)量的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平。Qiao等[45]使用該方法評(píng)估了太湖梅梁灣沉積物中PAHs 的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。成熟期大規(guī)模耕種區(qū)域和小規(guī)模耕種區(qū)域農(nóng)田土壤中16種PAHs的含量與對(duì)應(yīng)的ERL和ERM 值如表4所示。作物成熟期，三江平原農(nóng)田土壤中所有樣品16種PAHs的含量均低于ERL值，說(shuō)明該研究區(qū)域內(nèi)農(nóng)田土壤中PAHs的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較小，對(duì)環(huán)境造成的影響較小。同時(shí)，分別對(duì)大、小耕種規(guī)模區(qū)域內(nèi)的PAHs含量進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，發(fā)現(xiàn)不同耕種規(guī)模農(nóng)田土壤中PAHs的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值存在差異，如表5所示，大規(guī)模耕種區(qū)域農(nóng)田土壤中Flu和Phe的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值分別已達(dá)到ERL值的35.42%和16.56%，比小規(guī)模耕種區(qū)域高出10.43個(gè)和7.44個(gè)百分點(diǎn)。

根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018），對(duì)成熟期大規(guī)模耕種區(qū)域和小規(guī)模耕種區(qū)域內(nèi)的BaP開(kāi)展風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，結(jié)果表明，大規(guī)模耕種區(qū)域和小規(guī)模耕種區(qū)域內(nèi)BaP的平均值分別為15.16 μg·kg-1和14.88 μg·kg-1，均低于風(fēng)險(xiǎn)篩選值（550 μg·kg-1），說(shuō)明該研究區(qū)域內(nèi)農(nóng)田土壤污染風(fēng)險(xiǎn)較低。

3 結(jié)論

（1）三江平原農(nóng)田土壤中多環(huán)芳烴（PAHs）檢測(cè)結(jié)果顯示，Σ16PAHs 含量范圍為62.35～500.85 μg·kg-1，均值為179.16 μg·kg-1，三江平原農(nóng)田土壤PAHs的污染水平與國(guó)內(nèi)其他商品糧種植基地相比，總體處于偏低水平。

（2）依據(jù)農(nóng)業(yè)經(jīng)營(yíng)規(guī)模耕地面積準(zhǔn)則進(jìn)行劃分，大規(guī)模耕種區(qū)域中Σ16PAHs的平均含量高于小規(guī)模耕種區(qū)域，兩者相差約24%。結(jié)合同分異構(gòu)體比值法進(jìn)行PAHs來(lái)源解析，成熟期大規(guī)模耕種區(qū)域以石油源和煤炭、生物質(zhì)燃燒為主，小規(guī)模耕種區(qū)域以煤炭、生物質(zhì)燃燒為主；不同農(nóng)場(chǎng)機(jī)械化水平的差異導(dǎo)致農(nóng)田土壤中PAHs污染程度不同，說(shuō)明農(nóng)業(yè)機(jī)械化作業(yè)對(duì)農(nóng)田土壤中PAHs的殘留具有影響。

（3）生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果顯示，在作物成熟期，三江平原農(nóng)田土壤中PAHs 對(duì)環(huán)境沒(méi)有造成明顯的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；但不同耕種規(guī)模農(nóng)田土壤中PAHs的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值存在差異，大規(guī)模耕種區(qū)域農(nóng)田土壤中芴（Flu）和菲（Phe）的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值分別已達(dá)到效應(yīng)區(qū)間低值（ERL）的35.42% 和16.56%，比小規(guī)模耕種區(qū)域高出10.43個(gè)和7.44個(gè)百分點(diǎn)。且依據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》，不同耕種規(guī)模區(qū)域內(nèi)農(nóng)田土壤中的BaP均低于風(fēng)險(xiǎn)篩選值，說(shuō)明該研究區(qū)域內(nèi)農(nóng)田土壤污染風(fēng)險(xiǎn)較低。

參考文獻(xiàn)：

[1] REYNAUD S， DESCHAUX P. The effects of polycyclic aromatic

hydrocarbons on the immune system of fish：a review[J]. Aquatic

Toxicology， 2006， 77（2）：229-238.

[2] CHEN S C， LIAO C M. Health risk assessment on human exposed to

environmental polycyclic aromatic hydrocarbons pollution sources[J].

Science of the Total Environment， 2006， 366（1）：112-123.

[3] HONDA M， SUZUKI N. Toxicities of polycyclic aromatic hydrocarbons

for aquatic animals[J]. International Journal of Environmental Research

and Public Health， 2020， 17（4）：1363.

[4] MANZETTI S. Polycyclic aromatic hydrocarbons in the environment：

environmental fate and transformation[J]. Polycyclic Aromatic

Compounds， 2013， 33（4）：311-330.

[5] WILD S R， JONES K C. Polynuclear aromatic hydrocarbons in the

United Kingdom environment：a preliminary source inventory and

budget[J]. Environmental Pollution， 1995， 88（1）：91-108.

[6] 陳春麗， 楊洋， 戴星照， 等. 鄱陽(yáng)湖區(qū)PAHs的多介質(zhì)遷移和歸趨模

擬[J]. 環(huán)境科學(xué)研究， 2016， 29（2）：218-226. CHEN C L， YANG Y，

DAI X Z， et al. Multimedia fate modeling of PAHs in Poyang Lake area

[J]. Research of Environmental Sciences， 2016， 29（2）：218-226.

[7] 鄧紹坡， 吳運(yùn)金， 龍濤， 等. 我國(guó)表層土壤多環(huán)芳烴（PAHs）污染狀

況及來(lái)源淺析[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)， 2015， 31（6）：866-875.

DENG S P， WU Y J， LONG T， et al. PAHs contamination in the surface

soil of China and its sources[J]. Journal of Ecology and Rural

Environment， 2015， 31（6）：866-875.

[8] YE B X， ZHANG Z H， MAO T. Pollution sources identification of

polycyclic aromatic hydrocarbons of soils in Tianjin area， China[J].

Chemosphere， 2006， 64（4）：525-534.

[9] 楊光義， 趙紅梅， 鮑秋陽(yáng)， 等. 吉林省秸稈打包減排及綜合利用分析

研究[J]. 環(huán)境科學(xué)與管理， 2018， 43（4）：8-13. YANG G Y， ZHAO

H M， BAO Q Y， et al. Utilization of baled agricultural residues and its

emission reduction in Jilin Province[J]. Environmental Science and

Management， 2018， 43（4）：8-13.

[10] 劉興土， 馬學(xué)慧. 三江平原大面積開(kāi)荒對(duì)自然環(huán)境影響及區(qū)域生

態(tài)環(huán)境保護(hù)[J]. 地理科學(xué)， 2000， 20（1）：14-19. LIU X T， MA X

H. Influence of large-scale reclamation on natural environment and

regional environmental protection in the Sanjiang Pain[J]. Scientia

Geographica Sinica， 2000， 20（1）：14-19.

[11] DONG J W， XIAO X M， KOU W L， et al. Tracking the dynamics of

paddy rice planting area in 1986—2010 through time series Landsat

images and phenology-based algorithms[J]. Remote Sensing of

Environment， 2015， 160：99-113.

[12] LIU Y， SHI L， GAO Y， et al. Research on the optimized management

of agricultural machinery allocation path based on teaching and

learning optimization algorithm[J]. Tehnicki Vjesnik， 2022， 29（2）：

456-463.

[13] LI S F， LI X B， SUN L X， et al. An estimation of the extent of cropland

abandonment in mountainous regions of China[J]. Land Degradation

amp; Development， 2018， 29（5）：1327-1342.

[14] LI H B， CHEN L W， ZHANG Z Y. A study on the utilization rate and

influencing factors of small agricultural machinery：evidence from 10

hilly and mountainous provinces in China[J]. Agriculture， 2023， 13

（1）：51.

[15] 李衛(wèi). 區(qū)域格局劃分與農(nóng)業(yè)機(jī)械化發(fā)展不平衡定量研究[D]. 楊

凌：西北農(nóng)林科技大學(xué)， 2015：37-38. LI W. Research on regional

landscape division and imbalance of agricultural mechanization

development in China[D]. Yangling：Northwest Aamp;F University，

2015：37-38.

[16] 肖紅. 大型農(nóng)業(yè)機(jī)械作業(yè)過(guò)程中如何兼顧節(jié)能與環(huán)保[J]. 農(nóng)機(jī)使

用與維修， 2020（8）：136. XIAO H. How to combine energy saving

and environmental protection in the operation of large agricultural

machinery[J]. Agricultural Mechanization Using amp; Maintenance， 2020

（8）：136.

[17] 國(guó)家統(tǒng)計(jì)局. 第三次全國(guó)農(nóng)業(yè)普查主要數(shù)據(jù)公報(bào)（第一號(hào)）[R]. 北

京：國(guó)家統(tǒng)計(jì)局， 2017. National Bureau of Statistics. Third national

agricultural census main data bulletin（No. 1）[R]. Beijing：National

Bureau of Statistics， 2017.

[18] 史占忠， 谷口利策. 三江平原玉米低溫冷害發(fā)生規(guī)律[J]. 作物雜

志， 1996（3）：34-35. SHI Z Z， GU K L C. Occurrence pattern of

low-temperature cold damage to maize in the Sanjiang Plain[J]. Crops，

1996（3）：34-35.

[19] 李宏偉， 田竹君， 楊偉， 等. 近50年三江平原農(nóng)業(yè)氣象條件空間特

征分析[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)， 2013， 41（10）：4493-4496. LI H W，

TIAN Z J， YANG W， et al. Analysis of spatial distribution of

agricultural meteorological conditions in the Sanjiang Plain during

nearly 50 years[J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences， 2013， 41

（10）：4493-4496.

[20] 于宏敏， 王波， 國(guó)世友， 等. 基于GIS技術(shù)的三江平原熱量資源評(píng)

價(jià)[J]. 氣象， 2007， 33（12）：88-92. YU H M， WANG B， GUO S Y，

et al. GIS-based assessment of thermal resources in the Sanjiang Plain

[J]. Meteorological Monthly， 2007， 33（12）：88-92.

[21] 魏喜陸， 黃叢木， 史堅(jiān). 三江平原腹地農(nóng)作物最大可利用≥10 ℃熱

量資源分析[J]. 現(xiàn)代化農(nóng)業(yè)， 1998（10）：15 - 17. WEI X L，

HUANG C M， SHI J. Analysis of maximum available ≥10 ℃ heat

resources for crops in the hinterland of the Sanjiang Plain[J].

Modernizing Agriculture， 1998（10）：15-17.

[22] WANG W Q， WANG D H， LIU Q Z， et al. Distribution characteristics

and risk assessment of 57 pesticides in farmland soil and the

surrounding water[J]. Toxics， 2024， 12（1）：85.

[23] LIU Q Z， XU X， LIN L H， et al. Occurrence， distribution and

ecological risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons and

their derivatives in the effluents of wastewater treatment plants[J].

Science of the Total Environment， 2021， 789：147911.

[24] MENG Y， LIU X H， LU S Y， et al. A review on occurrence and risk of

polycyclic aromatic hydrocarbons（PAHs） in lakes of China[J].

Science of the Total Environment， 2019， 651：2497-2506.

[25] ZHANG J， LIU L， ZHAO Y， et al. Development of a high-resolution

emission inventory of agricultural machinery with a novel

methodology：a case study for Yangtze River Delta region[J].

Environmental Pollution， 2020， 266：115075.

[26] 劉曉娟， 趙長(zhǎng)濱， 趙麗平， 等. 我國(guó)農(nóng)業(yè)機(jī)械化發(fā)展的現(xiàn)狀與對(duì)策

[J]. 農(nóng)業(yè)科技與裝備， 2008（4）：116-117. LIU X J， ZHAO C B，

ZHAO L P， et al. The development status and countermeasures of

agricultural mechanization in China[J]. Agricultural Science amp;

Technology and Equipment， 2008（4）：116-117.

[27] ZHANG B Z， WEI W H， ZHU H N， et al. Polycyclic aromatic

hydrocarbons in soils of central Plains urban agglomeration， China：

the bidirectional effects of urbanization and anthropogenic activities

[J]. Environmental Research， 2022， 214：113930.

[28] 尚慶彬， 段永紅， 程榮. 中國(guó)農(nóng)業(yè)土壤多環(huán)芳烴污染現(xiàn)狀及來(lái)源研

究[J]. 山東農(nóng)業(yè)科學(xué)， 2019， 51（3）：62-67. SHANG Q B， DUAN Y

H， CHENG R. Pollution status and sources of polycyclic aromatic

hydrocarbons in agricultural soils in China[J]. Shandong Agricultural

Sciences， 2019， 51（3）：62-67.

[29] 胡迪， 李川， 董倩倩， 等. 油田區(qū)土壤石油烴組分殘留特性研究[J].

環(huán)境科學(xué)， 2014， 35（1）：227-232. HU D， LI C， DONG Q Q， et al.

Compositions and residual properties of petroleum hydrocarbon in

contaminated soil of the oilfields[J]. Environmental Science， 2014， 35

（1）：227-232.

[30] 華新宇. 松嫩平原北部農(nóng)田土壤多環(huán)芳烴空間分布、源解析和生

態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[D]. 哈爾濱：哈爾濱師范大學(xué)， 2017：30. HUA X Y.

Spatial distribution， source and ecological risk assessment of

polycyclic aromatic hydrocarbons in soil of northern Songnen Plain

[D]. Harbin：Harbin Normal University， 2017：30.

[31] WANG J， CHEN Y N， PAN D Q， et al. Source and health risk

assessment of soil polycyclic aromatic hydrocarbons under straw

burning condition in Changchun City， China[J]. Science of the Total

Environment， 2023， 894：165057.

[32] 丁愛(ài)芳， 潘根興， 張旭輝. 吳江市水稻土中多環(huán)芳烴（PAHs）含量

及來(lái)源的研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2005， 24（6）：1166-1170.

DING A F， PAN G X， ZHANG X H. Contents and origin analysis of

PAHs in paddy soils of Wujiang County[J]. Journal of Agro -

Environmental Science， 2005， 24（6）：1166-1170.

[33] 楊洋. 鄱陽(yáng)湖沉積物及周邊土壤中PAHs的分布特征及來(lái)源[D].

南昌：南昌大學(xué)， 2016：28. YANG Y. The distribution and source

identification of PAHs in the sediments and soils around Poyang Lake

[D]. Nanchang：Nanchang University， 2016：28.

[34] 楊國(guó)義， 張?zhí)毂颍?高淑濤， 等. 珠江三角洲典型區(qū)域農(nóng)業(yè)土壤中多

環(huán)芳烴的含量分布特征及其污染來(lái)源[J]. 環(huán)境科學(xué)， 2007， 28

（10）：2350 - 2354. YANG G Y， ZHANG T B， GAO S T， et al.

Source and distribution characteristics of polycyclic aromatic

hydrocarbons in agricultural soils in the Pearl River Delta[J].

Environmental Science， 2007， 28（10）：2350-2354.

[35] CHEN L G， RAN Y， XING B S， et al. Contents and sources of

polycyclic aromatic hydrocarbons and organochlorine pesticides in

vegetable soils of Guangzhou， China[J]. Chemosphere， 2005， 60（7）：

879-890.

[36] CHEN L W， ZHANG Z Y， LI H B， et al. Maintenance skill training

gives agricultural socialized service providers more advantages[J].

Agriculture， 2023， 13（1）：135.

[37] 李珊珊. 依蘭農(nóng)場(chǎng)農(nóng)業(yè)機(jī)械化發(fā)展研究[D]. 哈爾濱：東北農(nóng)業(yè)大

學(xué)， 2018：31. LI S S. Study on agricultural mechanization

development of Yilan farm[D]. Harbin：Northeast Agricultural

University， 2018：31.

[38] 來(lái)永見(jiàn). 淺析大馬力農(nóng)機(jī)在墾區(qū)的發(fā)展優(yōu)勢(shì)[J]. 農(nóng)業(yè)開(kāi)發(fā)與裝備，

2014（10）：82. LAI Y J. Analysis of the development advantages of

large horsepower agricultural machinery in reclamation areas[J].

Agricultural Development amp; Equipments， 2014（10）：82.

[39] RAO X， SHENG C X， GUO Z W， et al. Effects of textured cylinder

liner piston ring on performances of diesel engine under hot engine

tests[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews， 2021， 146：

111193.

[40] KESHAVARZIFARD M， MOORE F， KESHAVARZI B， et al.

Distribution， source apportionment and health risk assessment of

polycyclic aromatic hydrocarbons（PAHs） in intertidal sediment of

Asaluyeh， Persian Gulf[J]. Environmental Geochemistry and Health，

2018， 40（2）：721-735.

[41] 楊夢(mèng)茹， 徐雄， 王東紅， 等. 長(zhǎng)江典型江段水體PAHs的分布特征、

來(lái)源及其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)， 2022， 42（11）：5308-5317.

YANG M R， XU X， WANG D H， et al. Distribution characteristics，

source and ecological risks assessment of PAHs in water bodies of

typical sections of the Yangtze River[J]. China Environmental Science，

2022， 42（11）：5308-5317.

[42] BANKS M K， SCHWAB P， LIU B， et al. The effect of plants on the

degradation and toxicity of petroleum contaminants in soil：a field

assessment[J]. Advances in Biochemical Engineering / Biotechnology，

2003， 78：75-96.

[43] LARSEN R K， BAKER J E. Source apportionment of polycyclic

aromatic hydrocarbons in the urban atmosphere：a comparison of

three methods[J]. Environmental Science amp; Technology， 2003， 37（9）：

1873-1881.

[44] LONG E R， MACDONALD D D. Recommended uses of empirically

derived， sediment quality guidelines for marine and estuarine

ecosystems[J]. Human and Ecological Risk Assessment， 1998， 4（5）：

1019-1039.

[45] QIAO M， WANG C X， HUANG S B， et al. Composition， sources， and

potential toxicological significance of PAHs in the surface sediments

of the Meiliang Bay， Taihu Lake， China[J]. Environment International，

2006， 32（1）：28-33.

（責(zé)任編輯：李丹）