葛榮榮,陸　敏,劉　敏,武子瀾,黎舒雯 （華東師范大學資源與環(huán)境科學學院地理系,地理信息科學教育部重點實驗室,上海 200241）

上海城市屋面徑流PAHs 賦存特征及其生態(tài)風險評價

葛榮榮,陸敏*,劉敏,武子瀾,黎舒雯 （華東師范大學資源與環(huán)境科學學院地理系,地理信息科學教育部重點實驗室,上海 200241）

為研究城市屋面徑流中16種US EPA優(yōu)控多環(huán)芳烴（PAHs）的污染特征,采集并分析了上海3次降雨事件典型屋面徑流中顆粒相和溶解相PAHs的質(zhì)量濃度,對屋面徑流中PAHs的質(zhì)量濃度特征、動態(tài)變化過程、來源解析以及潛在的生態(tài)風險進行了分析與討論.結果表明,屋面徑流中溶解相∑16PAHs的質(zhì)量濃度為33.9～581.5ng/L,顆粒相PAHs的質(zhì)量濃度為134.6～27528ng/L,3種屋面徑流PAHs含量基本為：瓦屋面＞水泥屋面＞瀝青屋面；不同類型的屋面徑流中PAHs組分具有明顯的相似性，均以3～4環(huán)組分為主，苯并［a］芘BaP的場次降雨事件平均濃度（EMC）值為17.4～378.5ng/L，超過我國規(guī)定的污水中BaP排放標準.源解析結果表明，瓦屋面徑流中PAHs的主要來源為機動車排放源和燃煤源；瀝青屋面和水泥屋面徑流中PAHs主要來源于機動車排放源、燃煤源和石油類泄露和揮發(fā)源.屋面徑流中PAHs毒性當量濃度為6.08～16.86ng/L，超過我國規(guī)定的標準限值,對環(huán)境存在一定的危害,應引起足夠的重視.

屋面徑流；PAHs；生態(tài)風險評價

隨著城市化進程的加快,不透水面積迅速增加,屋面作為不透水面的重要組成部分,在城市不透水中所占的比例較大.屋面上的污染物質(zhì)主要來源于大氣干濕沉降以及屋面材料本身的腐蝕產(chǎn)物,這些污染物在雨水的沖刷下形成屋面徑流進入地表水體,成為城市非點源污染的重要組成部分,并對城市水環(huán)境產(chǎn)生一定的危害.在水資源短缺的城市,屋面徑流由于收集方便,水質(zhì)相對較好,具有一定的開發(fā)利用潛能等特點［1-2］,成為城市水資源開發(fā)利用的重點對象,由于屋面徑流中攜帶的污染物質(zhì)對環(huán)境產(chǎn)生一定的危害,因此在利用雨水資源前應研究并掌握屋面徑流的水質(zhì)變化及規(guī)律.關于屋面徑流,國內(nèi)外已有不少的研究,主要包括對屋面徑流水質(zhì)特征［3-6］、屋面徑流的初期效應［7-10］以及屋面徑流污染影響因素［1-2,11］等方面的研究,如黃金良等［6］對澳門屋面徑流特征進行研究,發(fā)現(xiàn)生銹鐵皮屋的屋面徑流中 Zn的濃度較高,為徑流中的主要污染物,屋面徑流中污染物的賦存狀況與屋面材料密切相關；張杏娟等［11］對天津平頂瀝青屋面徑流雨水污染特征進行分析,發(fā)現(xiàn)徑流初期污染嚴重,CODCr、TOC、BOD5、TN、色度和濁度均超出地表水或生活用水標準；歐陽威等［12］通過對比草地屋頂與硬質(zhì)屋頂?shù)慕涤陱搅靼l(fā)現(xiàn),屋頂綠化對徑流中Pb、Zn、Cu等污染物的消減具有明顯作用；歐浪波等［13］對北京城區(qū)3種屋面徑流進行分析,發(fā)現(xiàn)總PAHs和顆粒相PAHs存在初期沖刷效應,而溶解相PAHs的初始沖刷不明顯,且總PAHs的初期沖刷效應與各單一氣象特征參數(shù)無顯著相關性.本論文以上海市 3種典型屋面材料類型為研究對象,具體分析屋面徑流中有機污染物 PAHs的污染特征、來源以及生態(tài)風險評價,為屋面徑流中PAHs管控提供依據(jù).

1　材料與方法

1.1樣品采集

根據(jù)上海市屋面的主要類型,選取城區(qū)瓦屋面（W,居民區(qū)）、瀝青屋面（L,居民區(qū)）、水泥屋面（S,文教區(qū)）3種典型屋面作為樣點,于2014年5～8月收集屋面徑流樣品（共采集6場徑流樣品,但有效樣品數(shù)量為 3場）.在產(chǎn)流后,用采樣瓶同時收集3種屋面雨水管道出口處的屋面徑流,具體采樣過程為：產(chǎn)流后,根據(jù)降雨強度的大小,產(chǎn)流30min內(nèi),每3～5min采集1個樣品；產(chǎn)流30～60min, 每10～15min采集1個樣品；產(chǎn)流60min至徑流結束,每20～30min采集1個樣品,并同步記錄降雨歷時、降雨量等參數(shù),詳見表1.

表1　各次降雨的基本參數(shù)Table 1　Characteristics of the sampled rainfall events

1.2樣品預處理

屋面徑流樣品采集后立即送實驗室進行處理,用已稱重的玻璃纖維濾膜GF/F（450℃灼燒4h）對水樣進行過濾,濾出的溶解相樣品用干凈、干燥的棕色玻璃瓶收集后進行固相萃取,顆粒相樣品的濾膜用鋁箔包好使用凍干機凍干后稱重.

濾出液用固相萃取柱（HC-C18SPE,依次用二氯甲烷、甲醇、超純水各5mL進行活化）萃取,調(diào)節(jié)水樣流速為5mL/min,萃取后用15mL二氯甲烷和正己烷溶液（體積比為3：7）洗脫SPE小柱,收集的洗脫液經(jīng)無水硫酸鈉脫水后旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮至1mL,轉(zhuǎn)移至GC樣品瓶中待測.

冷干后的濾膜與無水硫酸鈉及少量銅粉一起裝入濾紙筒中,用120mL二氯甲烷和丙酮混合溶液（體積比為 1：1）進行索氏提取連續(xù)抽提18h（回流次數(shù)為 4次/h）.萃取液經(jīng)旋轉(zhuǎn)濃縮并轉(zhuǎn)換溶劑（正己烷）后過硅膠/氧化鋁復合層析柱（硅膠130℃烘烤12h,氧化鋁和無水硫酸鈉450℃灼燒 4h）凈化,用15mL正己烷洗棄烷烴組分,再用70mL二氯甲烷和正己烷混合溶液（體積比為3：7）洗脫收集芳烴組分,將洗脫液旋轉(zhuǎn)濃縮至1mL,轉(zhuǎn)移至GC樣品瓶子待測.

1.3儀器分析

利用氣象色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀（GC-MS,Agilent7890A/5975C）,測定US EPA優(yōu)控的16種PAHs：萘（NAP）、苊（ACY）、二氫苊（ACE）、芴（FLO）、菲（PHE）、蒽（ANT）、熒蒽（FLA）、芘（PYR）、苯并［a］蒽（BaA ）,（CHR）、苯并［b］熒蒽（BbF）、苯并［k］熒蒽（BkF）、苯并［a］芘（BaP）、二苯并［a,h］蒽（DahA）、茚并［1,2,3,-c,d］芘（IcdP）、苯并［g,h,i］苝（BghiP）.氣相色譜分析條件：GC-MS的色譜柱為DB5-MS（30m×0.25mm×0.25μm）,柱溫程序為：柱初溫80℃,保持1min,以10℃/min程序升溫至235℃,再以4℃/min升溫至300℃保持4min；載氣為高純He（流速1mL/min）,質(zhì)譜電離方式：EI源,離子源溫度為270℃,電壓為70eV,電流為350μA，掃描范圍為50～500m/z,掃描頻率為1.5scan/s.

1.4質(zhì)量保證和質(zhì)量控制

整個實驗分析過程按方法空白、空白加標、樣品平行樣進行質(zhì)量控制和質(zhì)量保證.16種PAHs的空白加標回收率為76.3%～98.4%,樣品平行樣相對標準偏差在 20%以下,方法空白未檢出目標污染物.

2　結果

2.1屋面徑流中PAHs質(zhì)量濃度

表2列出了3種屋面徑流中溶解相和顆粒相PAHs的最小值、最大值及幾何平均值,可以看出,不同性質(zhì)屋面降雨徑流PAHs的質(zhì)量濃度差異很大,且PAHs在溶解相和顆粒相賦存也具有差別.屋面徑流中溶解相16種PAHs的質(zhì)量濃度范圍為33.9～581.5ng/L,其中NAP、FLO、PHE、FLA和PYR組分的含量比較高,占總溶解相PAHs濃度的57.6%～82.3%；顆粒相 PAHs的質(zhì)量濃度范圍為134.6～27528ng/L,其中PHE、FLA、PYR、 CHR和B［b/k］F含量較高,占總顆粒相PAHs的51.3%～77.4%.

由上述列出的較高濃度的單體組分可知,屋面徑流中溶解相PAHs以3～4環(huán)為主,高環(huán)組分含量低,而顆粒相PAHs以4～6環(huán)組分為主,2環(huán)組分最低,這主要與高環(huán) PAHs組分的物理性質(zhì)有關,其具有較高的辛醇-水分配系數(shù),水溶性較低,更易于吸附于顆粒物表面.且 PHE、FLA和PYR在溶解相和顆粒相中均存在較高的質(zhì)量濃度范圍,占16種PAHs的52.3%～63.2%,而這3種組分會對水生生態(tài)系統(tǒng)造成一定的危害［14］,因此屋面徑流對環(huán)境的污染也是不容小覷的.

2.2次降雨徑流平均濃度（EMC）

同一場降雨中,由于降雨強度的變化導致降雨過程中污染物濃度不斷發(fā)生變化,采用次降雨徑流平均濃度（EMC）能更好的表示一場降雨屋面徑流全過程中攜帶污染物的平均濃度.EMC是一場降雨徑流全過程的瞬時污染物濃度的流量加權平均值,即一場降雨徑流中攜帶的污染物的總質(zhì)量除以總徑流量［15-16］,可以下式表示：

式中：M為整個降雨過程中總污染物含量,ng；V為對應的總徑流量,L；Ct為隨時間變化的污染物質(zhì)量濃度,ng/L；Qt為隨時間變化的徑流量,L/min.將各次屋面徑流中16種PAHs的EMC值和組分比例列于表3中.

由表 3可見,不同類型的屋面徑流中 PAHs組分具有明顯的相似性,均以3～4環(huán)為主,3次降雨事件不同屋面徑流樣品 3～4環(huán)組分占∑16PAHs（溶解相+顆粒相）的均值分別為74%（W）、74.3%（L）、73.1%（S）,表明屋面徑流中PAHs的來源具有相似性.3次屋面徑流中BaP的 EMC值為17.4～378.5ng/L,其平均值為172.2ng/L,超過我國規(guī)定的污水中BaP最高允許排放濃度值為30ng/L的標準（GB8978-1996）［17］,可見屋面徑流不易直接用于水資源利用.

3　分析與討論

3.1屋面徑流中PAHs的污染特征

由表 2可知,3種屋面徑流中顆粒相∑16PAHs質(zhì)量濃度的幾何均值為瓦屋面1033.6ng/L、瀝青屋面 463.4ng/L、水泥屋面566.3ng/L,溶解相∑16PAHs的含量為瓦屋面277.3ng/L、瀝青屋面 157.6ng/L、水泥屋面216.1ng/L,可見不同性質(zhì)的屋面徑流樣品溶解相和顆粒相 PAHs質(zhì)量濃度均為：瓦屋面＞水泥屋面＞瀝青屋面.且在所研究的 3場次降雨事件的EMC中發(fā)現(xiàn),3種屋面徑流樣品∑16PAHs質(zhì)量濃度基本呈：瓦屋面＞水泥屋面＞瀝青屋面.這說明不同性質(zhì)的屋面徑流中PAHs的含量是不同的,且瓦屋面徑流中含量最高,這一結論與張科峰等［18］所得結論相悖,屋面徑流中 PAHs主要來源于大氣干濕沉降及屋面材料的分解或累積,瓦屋面由于使用年限較久,屋面材料老化嚴重,粗糙的表面極易附著大量的污染物,且雨水管道中殘留著較多的污染物質(zhì)等原因都導致瓦屋面中PAHs含量的增加,而瀝青屋面的材質(zhì)本應更易分解出含有 PAHs的污染物質(zhì),但由于本研究選取的瀝青屋面建筑物使用年限較短,屋面抗風化破壞的能力較強,因此瀝青屋面徑流中PAHs含量較低.可見屋面使用年限對徑流中污染物含量存在一定的影響.王和意等［19］在研究城市降雨屋面徑流中同樣發(fā)現(xiàn)屋面使用年載越長,徑流中污染物濃度越高.

表2　屋面徑流中PAHs的質(zhì)量濃度（ng/L）Table 2　PAHs concentrations in roof runoff （ng/L）

表3　各次屋面徑流中16種PAHs的EMC值和成分譜Table 3　EMCs and PAHs composition in roof runoff samples

由上述提及的3種屋面徑流中顆粒相和溶解相∑16PAHs質(zhì)量濃度的幾何均值可知,顆粒相∑16PAHs含量均高于溶解相,且3種屋面徑流中顆粒相PAHs占∑16PAHs（溶解相+顆粒相）的比例分別為：瓦屋面92.5%、瀝青屋面74.6%、水泥屋面75.9%,由此可見顆粒相PAHs在屋面徑流中存在較大比重.為進一步表明徑流水體中PAHs多與顆粒物結合,引入污染物質(zhì)在顆粒相-水相間的分配系數(shù)Kp（Kp=Cs/Cw；其中Cs為固相濃度,Cw為液相濃度）.根據(jù)計算公式,三場屋面徑流PAHs在顆粒相-水相間的Kp值在2.7×104～7.3×106L/kg之間.顯而易見屋面徑流樣品中PAHs以顆粒相為主,這與武子瀾等［20］研究城市地表徑流中PAHs主要以顆粒相為主的結論相同.

3.2屋面徑流中PAHs的動態(tài)變化

本研究共采集 3次有效屋面徑流樣品,圖1和圖 2為選取的具有代表性的兩場屋面徑流中溶解相和顆粒相PAHs的質(zhì)量濃度隨降雨時間的變化特征（分別為2014-05-11、2014-07-12次降雨）.由圖 1和圖 2知,在整個徑流過程中,2014-07-12次屋面徑流中溶解相和顆粒相PAHs的質(zhì)量濃度變化波動較2014-05-11次降水大,且濃度峰值較高,尤其是顆粒相表現(xiàn)的更加明顯.這可能與兩次降雨的降雨參數(shù)不同有關,2014-05-11次降雨為雨季前期常見的雨型,降雨量小、降雨強度低,對屋面污染物質(zhì)的沖刷能力弱,導致徑流中攜帶的污染物濃度較低,而2014-07-12次降水為短時強降水,為上海雨季常見雨型,降雨量大、強度大,強降水對屋面的沖刷嚴重,帶走了雨前干期積累在屋面的污染物質(zhì),使得徑流中 PAHs質(zhì)量濃度較高.

這兩次徑流過程中,不同組分的 PAHs表現(xiàn)出相似的變化特征,即 PAHs濃度在降雨初期迅速升高并達到濃度峰值,隨降雨進行,其濃度逐漸降低并趨于穩(wěn)定.若在降雨過程中,污染物的濃度峰值出現(xiàn)在徑流峰之前,則說明徑流初期污染物的濃度較高,也就是存在濃度的初期沖刷效應［21］.由圖1和圖2可知,溶解相和顆粒相PAHs濃度峰值均出現(xiàn)在徑流峰之前,表明屋面徑流存在PAHs的濃度初期沖刷.污染物的初期沖刷過程較復雜,受降雨量、降雨強度、下墊面性質(zhì)等多種因素的影響,2014-07-12次降水雨量、雨強均較大,在屋面徑流中易出現(xiàn)初始沖刷,而 2014-05-11次降水雨量小但較均勻,前期較少的徑流量攜帶了大量的 PAHs物質(zhì),從而徑流過程出現(xiàn)較明顯的初期沖刷.張巍等［22］在研究城市道路地表徑流時發(fā)現(xiàn),初始沖刷效應受到多種因素的影響,且在地表徑流中并非是必然發(fā)生的.

圖1　屋面徑流中PAHs的質(zhì)量濃度曲線和徑流量曲線Fig.1　PAHs concentrations curves and run off　hydrographs

圖2　屋面徑流中PAHs的質(zhì)量濃度曲線和徑流量曲線Fig.2　PAHs concentrations curves and run off hydrographs

3.3屋面徑流中PAHs的來源解析

不同分子量 PAHs濃度的比值常用于判斷PAHs的來源,通常低分子量PAHs（2～3環(huán),LMW）主要來源于石油類產(chǎn)品,高分子量 PAHs（4～6環(huán), HMW）主要來源于草、木、煤等燃料不完全燃燒產(chǎn)生的.如表4所示,屋面徑流中PAHs的LMW/ HMW 比值分布在 0.33～0.71之間,可見徑流中PAHs主要來源于不完全燃燒.由于采樣點位于居民區(qū)和文教區(qū),所以屋面徑流中 PAHs主要來源可能是化石燃料的不完全燃燒.

表4　LMW/HMW和Fla/Pyr比值Table 4　LMW/HMW and Fla/Pyr ratios in roof runoff

PAHs同分異構體具有相似的理化性質(zhì)及相同的遷移分配行為,因此其比值也常用于對環(huán)境中的 PAHs進行源解析,本研究選用比值FLA/PYR對屋面徑流進行初步判源,因FLA和PYR具有相近的物理化學性質(zhì),且熱穩(wěn)定性較好. 當FLA/PYR＞1, PAHs主要來源于燃料的高溫燃燒；當FLA/PYR＜1, PAHs主要來源于石油源.3次屋面徑流中PAHs的FLA/PYR比值列于表4,可見屋面徑流中PAHs的FLA/PYR的比值均大于1,表明屋面徑流中PAHs主要來源于燃料的高溫燃燒,可能是由煤燃燒和交通尾氣的排放產(chǎn)生的,這與上述LMW/HMW的比值所得結論相同.

為進一步分析屋面徑流中 PAHs的來源,本文應用主成分分析-多元線性回歸分析（PCAMLR）對 PAHs的來源進行定性定量解析.用SPSS軟件對16種PAHs的徑流數(shù)據(jù)進行主因子分析,所得正交旋轉(zhuǎn)后的主因子載荷值見表 5,黑體顯示為載荷值較高的因子.

由表可見,不同屋面徑流樣品中 PAHs通過主成分分析提取出2～3個主因子（瓦屋面為2個主因子,瀝青和水泥屋面均為 3個主因子）,累積方差貢獻率分別為 97.8%、87.9%、87.8%,基本可概括出污染物的主要來源.不同來源的 PAHs都有其各自的特征化合物指示,如 BghiP、BkF 和IcdP是汽油或柴油的特征指示物［23-25］；PHE、ANT、FLA和 PYR是煤燃燒的特征指示物?［23,25-26］； ACE、ACY、FLO是石油泄露或揮發(fā)的特征指示物?［27］.

從表5可知,三種屋面徑流樣品中PAHs主成分1相似,BaA、CHR、B［b/k］F、BaP、IcdP、DahA、BghiP等中高環(huán)組分有較高的載荷,由 BghiP、BkF和IcdP是汽油或柴油的特征指示物,可以歸為機動車排放源.瓦屋面徑流中提取的主成分 2 中,ACY、PHE、ANT、FLA、PYR等低環(huán)組分有較高的載荷,其中PHE、ANT、FLA和PYR 是煤燃燒的特征指示物［23,25-26］,ACY是石油石油泄露或揮發(fā)的特征指示物［27］,因此主成分2可歸為燃煤源和石油泄露或揮發(fā)混合源.瀝青屋面和水泥屋面徑流樣品中主成分 2相似,PHE、FLA 和PYR具有較高載荷,由這3種單體的指示特征可知應歸為燃煤源；主成分3中載荷高的單體成分不一致,瀝青屋面中ACE、ACY、FLO載荷較高,為石油泄露或揮發(fā)源；水泥屋面中ACE、ANT載荷較高,其中 ANT不僅為煤燃燒的指示物,還是焦爐排放的指示物［28］,因此可歸為煉焦和石油類揮發(fā)源.

以因子分析得到的標準化主因子得分變量為解釋變量,標準化后的16種PAHs總量為被解釋變量,進行多元線性回歸,由此獲得方程的標準化回歸系數(shù)可以反映各主成分因子,即各主要源的相對貢獻.將屋面徑流的回歸方程列在表6中,各源的貢獻率見表7.

表5　屋面徑流中PAHs的因子載荷Table 5　Rotated component matrix of PAHs in roof runoff

由表7可以看出,三種屋面徑流中機動車排放源和燃煤源的貢獻率較大,這與采樣點所在的功能區(qū)類型及距交通干道的遠近有關.其中,瓦屋面徑流中機動車排放源和燃煤/石油源貢獻率相差不大,因為瓦屋面采樣點位于居民區(qū),且靠近交通干道,車輛往來較多；而瀝青屋面和水泥屋面分別位于居民區(qū)和文教區(qū),距交通干道較遠,因此兩者的機動車排放源貢獻率相對瓦屋面略低.屋面徑流中石油類泄露和揮發(fā)源的貢獻率最小,這與屋面較高,石油類泄漏源難以在屋面累積有關,與韓景超等［30］研究的屋面徑流中石油類泄露源貢獻率最小為14.3%相似.本文與胡丹等［29］研究北京城區(qū)屋面徑流中PAHs的主要來源相似,其中溶解相中機動車尾氣貢獻率為31.9%、煤類燃燒為39.6%,顆粒相中煤類燃燒貢獻率為51.8%.

表6　∑16PAHs總量與主因子得分變量多元線性回歸結果Table 6　Multiple linear regression of principle component scores against ∑16PAHs

表7　屋面徑流中PAHs來源貢獻率Table 7　Contribution of PAHs sources for roof runoff

3.4生態(tài)風險評價

BaP是 PAHs中最強的致癌物質(zhì)之一,國內(nèi)外許多學者常以BaP為參考物,用各種PAHs單體相對BaP的毒性當量因子（TEF, toxicequivalency factor）來分析PAHs的當量濃度（TEQPAHs, toxic equivalent concentration）,并進行PAHs健康風險評價.其公式如下：

式中：Ci是第i種PAH的質(zhì)量,TEF為毒性當量因子［31］.

經(jīng)計算得屋面徑流中PAHs毒性當量濃度為6.08～16.86ng/L,我國于 2002年公布的國家標準《地表水環(huán)境質(zhì)量標準 GB3838-2002》［32］中規(guī)定,BaP的含量限值為 2.8ng/L,可見屋面徑流中TEQ濃度超過我國標準,最高值超過標準的5倍,對環(huán)境中 BaP的輸入存在一定的貢獻,應引起足夠的重視.其中瓦屋面徑流中 TEQ為 9.22～ 16.86ng/L,遠高于瀝青屋面（6.08～9.40ng/L）、水泥屋面（6.71～8.15ng/L）,可見使用年限較久、屋頂材料易于腐蝕的屋面徑流中PAHs的生態(tài)風險較高.

4　結論

4.1屋面徑流中溶解相16種PAHs的質(zhì)量濃度范圍為33.9～581.5ng/L,顆粒相為134.6～ 27528ng/L；不同類型的屋面徑流中 PAHs組分具有明顯的相似性,均以 3～4環(huán)為主,BaP的 EMC值為 17.4～ 378.5ng/L,超過我國規(guī)定的污水中BaP最高允許排放濃度值為30ng/L的標準.屋面徑流樣品中PAHs主要以顆粒相為主,三種屋面徑流PAHs污染大小依次為：瓦屋面＞水泥屋面＞瀝青屋面,屋面使用年限對污染物濃度存在一定影響.

4.22014-07-12次屋面徑流PAHs質(zhì)量濃度變化波動較 2014-05-11次降水大,濃度峰值較高,降雨量、降雨強度是導致質(zhì)量濃度變化產(chǎn)生差異的兩個重要因素；兩次降水溶解相和顆粒相PAHs濃度峰均出現(xiàn)在徑流峰之前,表明屋面徑流存在 PAHs的濃度初期沖刷；屋面徑流中溶解相PAHs以3～4環(huán)為主,高環(huán)組分含量低,而顆粒相PAHs以4～6環(huán)組分為主,這與高環(huán)PAHs組分的物理性質(zhì)有關.

4.3應用比值分析及主成分-多元線性回歸分析對屋面徑流 PAHs進行源解析,得出瓦屋面徑流中PAHs的主要來源為機動車排放源（56.4%）、燃煤源（43.6%）；瀝青屋面和水泥屋面徑流中PAHs來源具有相似性,其中機動車排放源和燃煤源的貢獻率最大,而石油類泄露和揮發(fā)源的貢獻率最小,分別為15.4%、13.6%.

4.4屋面徑流中 PAHs毒性當量濃度為 6.08～ 16.86ng/L,超過我國規(guī)定的標準限值（2.8ng/L）,最高值超過標準的5倍,對環(huán)境中BaP的輸入存在一定的貢獻,應引起足夠的重視.

［1］ 陸怡誠,紀桂霞,呂天恒,等.城市屋面雨水初期徑流污染特征與規(guī)律研究 ［J］. 水資源與水工程學報, 2011,22（4）：85-88.

［2］ 紀桂霞,王平香,邱衛(wèi)國.上海市屋面雨水水質(zhì)監(jiān)測與處理利用方法研究 ［J］. 上海理工大學學報, 2006,28（6）：594-598.

［3］ Gromaire-Mertz M C, Garnaud S, Gonzalez A, et al. Characterisation of urban runoff pollution in Paris ［J］. Water Science and Technology, 1999,39（2）：1-8.

［4］ Gromaire M C, Garnaud S, Saad M, et al. Contribution of different sources to the pollution of wet weather flows in combined sewers ［J］. Water Research, 2001,35（2）：521-533.

［5］ F?rster J. Patterns of roof runoff contamination and their potential implications on practice and regulation of treatment and local infiltration ［J］. Water Science and Technology, 1996,33（6）：39-48.

［6］ 黃金良,杜鵬飛,歐志丹,等.澳門屋面徑流特征初步研究 ［J］. 環(huán)境科學學報, 2006,26（7）：1076-1081.

［7］ F?rster J. Variability of roof runoff quality ［J］. Water Science and Technology, 1999,39（5）：137-144.

［8］ 董欣，杜鵬飛，李志一,等.城市降雨屋面、路面徑流水文水質(zhì)特征研究 ［J］. 環(huán)境科學, 2008,29（3）：607-612.

［9］ Shu P, Hirner A V. Trace compounds in urban rain and roof runoff ［J］. HRC-Journal of High Resolution Chromatography, 1998,21（1）：65-68.

［10］ He W I, Wallinder O, Leygraf C. A laboratory study of copper and zinc runoff during first flush and steady-state conditions ［J］. Corrosion Science, 2001,43（1）：127-146.

［11］ 張杏娟,程方,王秀朵.天津平頂瀝青屋面徑流雨水污染特征分析 ［J］. 天津城市建設學院學報, 2011,17（3）：212-215.

［12］ 歐陽威,王瑋,郝芳華,等.北京城區(qū)不同下墊面降雨徑流產(chǎn)污特征分析 ［J］. 中國環(huán)境科學, 2010,30（9）：1249-1256.

［13］ 歐浪波,胡丹,黃曄,等.北京城區(qū)屋面徑流中 PAHs的初期沖刷效應 ［J］. 環(huán)境科學, 2011,32（10）：2896-2903.

［14］ Boxall A B A, Maltby L. The effects of motorway runoff on freshwater ecosystems： 3. Toxicant confirmation ［J］. Arch Environ. Contam. Toxicol., 1997,33（1）：9-16.

［15］ USEPA. Results of the nationwide urban runoff program ［R］. Washington, DC： US Environment Protection Agency, 1993.

［16］ Charbeneau R J, Barrett M E. Evaluation of methods for estimating stormwater pollutant loads ［J］. Water Environment Research, 1998,70（7）：1295-1302.

［17］ GB8978-1996中華人民共和國污水綜合排放標準 ［S］.

［18］ 張科峰,傅大放,李賀.不同屋面雨水徑流中PAHs污染特性對比分析 ［J］. 東南大學學報, 2012,42（1）：99-103.

［19］ 王和意,劉敏,劉華林,等.城市降雨屋面徑流污染分析和管理控制 ［J］. 長江流域資源與環(huán)境, 2005,14（3）：367-371.

［20］ 武子瀾,楊毅,劉敏,等.城市高架橋降雨徑流多環(huán)芳烴（PAHs）污染特征及其生態(tài)風險評價 ［J］. 生態(tài)環(huán)境學報, 2013,22（12）：1922-1929.

［21］ Lee J H, Bang K W. Characterization of urban stormwater runoff ［J］. Water Research, 2000,34（6）：1773-1780.

［22］ 張巍,張樹才,岳大攀,等.北京城市道路地表徑流中 PAHs的污染特征研究 ［J］. 環(huán)境科學學報, 2008,28（1）：165-167.

［23］ LI J, Zhang G, Li X D, et al. Source seasonality of polycyclic aromatic hydrocarbons （PAHs） in a subtropical city, Guangzhou, South China ［J］. Sci. Total Environ., 2006,355（1-3）：145-155.

［24］ Harrison Roy M, Smith D J T, Luhana L. Source Apportionment of Atmospheric Polycyclic Aromatic Hydrocarbons Collected from an Urban Location in Birmingham, U. K ［J］. Environmental Science and Technology, 1996,30（3）：825-832.

［25］ Simcik Matt F, Eisenreich Steven J, Lioy Paul J. Source apportionment and source/sink relationships of PAHs in the coastal atmosphere of Chicago and Lake Michigan ［J］. Atmospheric Environment, 1999,33：5071-5079.

［26］ Masclet P, Mouvier G, Nikolaou K. Relative decay index and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons ［J］. Atmos. Environ., 1986,20（3）：439-446.

［27］ Bixiong Y, Zhihuan Z, Ting M. Pollution sources identification of polycyclic aromatic hydrocarbons of soils in Tianjin area, China ［J］. Chemosphere, 2006,64（4）：525-534.

［28］ Larsen R K, Baker J E. Source apportionment of polycyclic aromatic hydrocarbons in the urban atmosphere： A comparison of three methods ［J］. Environmental Science and Technology, 2003, 37（9）：1873-1881.

［29］ 胡丹,歐浪波,黃曄,等.北京城區(qū)屋面徑流中 PAHs的污染特征與來源解析 ［J］. 生態(tài)環(huán)境學報, 2010,19（11）：2613-2618.

［30］ 韓景超,畢春娟,陳振樓,等.城市不同下墊面徑流中 PAHs污染特征及源辨析 ［J］. 環(huán)境科學學報, 2013,33（2）：503-510.

［31］ Tsai P J, Shih T S, Chen H L, et al. Assessing and predicting the exposures of polycyclic aromatic hydrocarbons （PAHs） and their carcinogenic potencies from vehicle engine exhausts to highway toll station workers ［J］. Atmos, Environ., 2004,38（2）：333-343.

［32］ GB3838-2002中華人民共和國地表水環(huán)境質(zhì)量標準 ［S］.

Concentration characteristics and related ecological risk assessment in roof runoff in Shanghai.

GE Rong-rong, LU Min*, LIU Min, WU Zi-lan, LI Shu-wen （Key Laboratory of Geographic Information Science of the Ministry of Education, School of Resources and Environment Science, East China Normal University, Shanghai 200241, China）.

China Environmental Science, 2015,35（8）：2523～2531

Roof runoff samples of three rainfall events were collected at three different sites in Shanghai during the rainy season of 2014. Samples were analyzed for PAHs in both particle phase and dissolved phase, including pollution characteristics, dynamic variation, source apportionment and ecological risk of PAHs. Results indicated that the dissolved PAHs concentrations varied from 33.9 to 581.5ng/L, while the concentrations in the particle phase ranged from 134.6 to 27528ng/L.PAHs concentrations differed in three sampling sites： tile roof ＞ concrete roof ＞ asphalt roof. Three and four rings PAHs were the dominant components. The EMC value of BaP was 17.4～378.5ng/L, much higher than the applicable discharge standard of BaP in China. The PAHs in tile roof runoff originated mainly from vehicle emission and coal combustion, whereas the PAHs in concrete and asphalt roof runoff were mainly from vehicle emission, coal combustion and oil spill. The TEQ value of PAHs in roof runoff was 6.08～16.86ng/L, much higher than the applicable discharge standard of China, which should be brought to the attention of relevant departments.

roof runoff；PAHs；ecological risk assessment

X142

A

1000-6923（2015）08-2523-09

2014-12-15

國家自然科學基金資助項目（41130525,41371451, 41101502）

葛榮榮（1990-）,女,山東德州人,華東師范大學地理科學學部地理科學學院碩士研究生,主要從事城市多界面環(huán)境過程研究.發(fā)表論文1篇.