薛令楠,張琳利,張利飛,史雙昕,董 亮,李曉秀

(1.首都師范大學(xué)資源環(huán)境與旅游學(xué)院,北京 100048；2.國家環(huán)境分析測試中心,國家環(huán)境保護二污染控制重點實驗室,北京 100029)

蘇南地區(qū)表層土壤中多氯萘的濃度及來源

薛令楠1,2,張琳利1,2,張利飛2*,史雙昕2,董 亮2,李曉秀1*

(1.首都師范大學(xué)資源環(huán)境與旅游學(xué)院,北京 100048；2.國家環(huán)境分析測試中心,國家環(huán)境保護二污染控制重點實驗室,北京 100029)

采用氣相色譜-三重四極桿質(zhì)譜聯(lián)用技術(shù)對蘇南地區(qū)34個表層土壤中的多氯萘(PC Ns)進行了分析測定,并對其組成特征及污染來源進行了研究.結(jié)果表明,蘇南地區(qū)土壤中ΣPC Ns的濃度水平在0.263～2.48ng/g dw之間,除16號采樣點PC Ns濃度(2.48ng/g dw)顯著偏高外,其余各點平均值為0.464ng/g dw,毒性當(dāng)量(TEQs)的變化范圍在0.045～0.157pg/g dw之間,整體處于較低水平.所有樣品中PC Ns均以一氯代萘和二氯代萘為主,所占比例為39.3%～91.4%. CN-66/67、CN-69和CN-73對該區(qū)域PC Ns的TEQs值貢獻最大,分別為25.6%, 29.1%和28.7%. ΣPCNCom/ΣPC Ns 比值表明,高溫燃燒過程對整個蘇南地區(qū)PC Ns的污染影響較大.相關(guān)性分析與主成分分析研究表明,老電氣設(shè)備的使用及交通排放過程也是造成該區(qū)域PC Ns污染的可能來源.但該地區(qū)PC Ns污染來源較復(fù)雜,各點位PC Ns的來源需深入研究.

多氯萘；表層土壤；蘇南地區(qū)；來源

多氯萘(PC Ns)是全球環(huán)境中普遍存在的一類持久性有機污染物(POPs).根據(jù)萘環(huán)上氯原子取代的數(shù)目和位置(1～8位)不同,PC Ns共有75個同類物[1].PC Ns具有類似二類(PCDD/Fs)的毒性、生物富集性、持久性和遠距離遷移性[2],因此PC Ns已于2015年列入斯德哥爾摩公約.PC Ns在20世紀80年代以前廣泛應(yīng)用于電容器和變壓器的絕緣油中,還應(yīng)用于潤滑油、電纜絕緣體、阻燃劑和增塑劑等材料中.除歷史上工業(yè)生產(chǎn)的PC Ns外,在垃圾焚燒、金屬冶煉和化工生產(chǎn)等過程中還會無意產(chǎn)生PC Ns[3-5].研究表明:在一些城市垃圾焚燒區(qū)域[6],PC Ns的毒性貢獻甚至比PCDD/Fs和多氯聯(lián)苯(PC Bs)還要高.由于其對全球環(huán)境和人類健康存在的潛在危害,對PC Ns的研究開始引起廣泛關(guān)注.

在對環(huán)境樣品中POP s研究時,土壤樣品往往是研究的重點,因為土壤是各類污染物的匯集地,能夠更好地反映環(huán)境污染物的變化趨勢.各國研究者對于土壤中PC Ns也開展了廣泛研究,英國學(xué)者[7]早在2001年就研究了PC Ns濃度水平隨時間的變化趨勢并探討了其污染來源.波蘭某地區(qū)土壤中的高PC Ns濃度可能與工業(yè)PC Ns商品的使用有關(guān)[8].而在偏遠地方,如青藏高原臥龍山地區(qū)[9],長距離傳輸與大氣沉降是造成PC Ns污染的主要原因.Xu等[10]研究中國26處森林土壤時,發(fā)現(xiàn)PC Ns濃度較高的地區(qū)多靠近人口聚集區(qū)或工業(yè)區(qū);Tian等[11]發(fā)現(xiàn)垃圾焚燒過程也是產(chǎn)生PC Ns污染的重要原因,說明人類活動會對土壤中PC Ns濃度產(chǎn)生很大影響.蘇南地區(qū)作為江蘇省南部的重要工業(yè)中心,是中國經(jīng)濟發(fā)達的地區(qū)之一,擁有眾多工業(yè)園區(qū),主要包括化工、電子、機械生產(chǎn)、醫(yī)藥、紡織等行業(yè).同時,該地區(qū)人口眾多,交通發(fā)達,研究該區(qū)域PC Ns的污染狀況對進一步掌握PC Ns在我國的污染現(xiàn)狀具有重要意義.本文研究了蘇南地區(qū)多個城市34個采樣點表層土壤中PC Ns的濃度水平,分析了PC Ns同系物的分布特征,最后探討了其污染來源.

1 材料與方法

1.1 樣品的采集與預(yù)處理

2012年8月采集了蘇南地區(qū)34個采樣點的土壤樣品,采樣區(qū)域如圖1所示.采集的樣品均為表層土壤樣品(0～5cm),所有的采樣點都被選在遠離潛在PC Ns污染源的地方,以確保所采集樣品不受人為活動的直接影響.土壤樣品采集的工具為不銹鋼鏟,為保證樣品的代表性,每個樣品都是由方圓10m內(nèi)的5個樣品點(每個樣品點采集土壤量約200g)采集混合而成.樣品混合后用鋁箔包裹,用聚乙烯袋密封,并存放在便攜式冰箱里,然后運到實驗室待進一步處理.

圖1 采樣區(qū)域概況Fig.1 Sampling area map

1.2 標準物質(zhì)與材料

丙酮、二氯甲烷、正己烷等有機試劑均為農(nóng)殘級,購自美國J.T.Baker公司.無水硫酸鈉為優(yōu)質(zhì)純,400℃烘烤4h后干燥存放備用.硅膠(80～100目)為分析純,購自加拿大SiliCycle Inc.公司.硅藻土為分析純,購自國藥集團化學(xué)試劑有限公司.

ASE300型加速溶劑萃取儀,購自美國戴安公司;R-215型旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮儀,購自瑞士Buchi公司;N-EVAP112型氮吹儀,購自美國Organomation Associates公司;7890-7000B型氣相色譜串聯(lián)三重四極桿質(zhì)譜,購自美國Agilent公司.

實驗所用PC Ns標準品信息:PCN-MXA和PCN-MXC均購自Wellington Laboratories公司; ECN-2664(1,2,3,5,6,8-HexaCN-68,100μg/mL)和ECN-5260 (13C-1,2,3,4,5,7-HexaCN-64, 10.0μg/ mL)均購自Cambridge Isotope Laboratories公司;Halowax1014 (10.0μg/mL,環(huán)己烷)購自Dr. Ehrenstorfer GmbH公司.

1.3 樣品前處理

土壤樣品在實驗室經(jīng)風(fēng)干處理,研磨粉碎后過100目網(wǎng)篩.準確稱取10.00g過篩后的土壤樣品,加入10.00g硅藻土和5.00g銅粉并混合均勻.將混合物用加速溶劑萃取儀萃取,使用二氯甲烷和正己烷(體積比1:1)混合溶液進行提取,萃取液用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮儀濃縮至約2mL.濃縮后的樣品經(jīng)過手填復(fù)合硅膠柱凈化,淋洗液為150mL正己烷.凈化后樣品通過旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)和氮吹,最終濃縮至200μL.上機測試前加入進樣內(nèi)標ECN-5260 (100ng,13C10-CN64).

1.2.1 制作堿基模型 為了體現(xiàn)AUCG 4種堿基的不同，在制作過程中特意設(shè)計4種堿基具有不同的形狀，但是要確保堿基A模型與堿基U模型嵌入吻合，堿基G模型與堿基C模型嵌入吻合。同時，堿基A與堿基G的模型長度要相等，堿基U與堿基C的模型長度要相等，且短于堿基A與堿基G。打印出4種堿基并粘貼在軟磁貼上，用剪刀準確地按輪廓裁剪好。

復(fù)合硅膠柱的填充順序由下至上為:少許石英棉,1.00g無水硫酸鈉,1.00g中性活化硅膠, 2.00g佛羅里硅土,1.00g中性活化硅膠,3.00g堿性硅膠,1.00g中性活化硅膠,8.00g酸性硅膠, 1.00g中性活化硅膠和1.00g無水硫酸鈉.

1.4 樣品分析

樣品分析所用儀器為Agilent 7890-7000B型氣相色譜串聯(lián)三重四極桿質(zhì)譜.氣相色譜進樣采用不分流進樣方式,樣品進樣量設(shè)為1.0μL.色譜柱載氣為高純氦氣,且載氣流速1.0mL/min.色譜柱的選擇為DB-5MS型毛細管色譜柱,其規(guī)格為:60m× 0.25mmi.d.×0.25μm.色譜條件:初始溫度80℃,保持2min,以20/min℃速度升溫至180℃,保持1min,然后以2/min℃速度升溫至255℃,再以5/min℃速度升溫至280,℃保持9.5min,總運行時間為60min.

三重四極桿質(zhì)譜條件:電離模式為EI源,電離能量為70eV,采用氦氣作為碰撞池的淬滅氣,且氦氣流速設(shè)為2.25mL/min,采用氮氣作為碰撞池的碰撞氣,且氮氣的流速為1.5mL/min,離子源溫度設(shè)為230℃,四極桿溫度為150℃,監(jiān)測模式為多重反應(yīng)監(jiān)測模式(MRM),此部分具體參數(shù)可參見本實驗室先前研究[12].

1.5 質(zhì)量保證及質(zhì)量控制

每10個樣品添加1個實驗室空白和1個平行樣品,平行樣品的相對標準偏差＜15%.以ECN-5260作為進樣內(nèi)標,對目標污染物進行計算.一氯代萘和二氯代萘的平均回收率為6.5%,三氯代萘的平均回收率為28.2%,四氯代萘的平均回收率為30%,五氯代萘的平均回收率為43%,六氯代萘的平均回收率為72.6%,七氯代萘的平均回收率為116%,八氯代萘的平均回收率為76.4%.對目標污染物濃度進行了回收率校正,以3倍信噪比作為方法的檢測限(LO Ds),LO Ds為0.014～0.858μg/L,低于檢出限的目標污染物濃度以0計算.

2 結(jié)果與分析

2.1 PC Ns污染水平與分布特征

圖2 不同采樣點PCNs濃度分布Fig.2 Concentrations of PCNs at each site

表1 不同地區(qū)土壤PCNs污染比較Table 1 PCN concentrations in different regions

圖3 不同地區(qū)PCNs濃度分布Fig.3 PCNs concentrations in different areas

如表1所示,Pan等[9]報道了臥龍山高地土壤中PCN濃度為0.013～0.029ng/g dw,低于本研究的濃度水平.Wang等[16]發(fā)現(xiàn)珠江三角洲東江河流域內(nèi)土壤中PCNs的濃度水平為0.01～0.666ng/g dw,與本研究區(qū)域的濃度水平相當(dāng). Kannan等[5]研究了德國某一氯堿廠附近土壤的PCNs,發(fā)現(xiàn)其濃度達到了1.79×104ng/g dw,遠遠大于本研究的濃度水平,說明了越靠近污染場地,PCNs的污染水平越嚴重.Tian等[11]報道了華北某垃圾焚燒地土壤中PCNs的濃度為0.89～5.41ng/g dw.土耳其某工業(yè)區(qū)[17]土壤中PCNs濃度為0.05～7.10ng/g dw,以及巴基斯坦印度河流域[18]土壤中PCNs濃度為0.02～23.0ng/g dw,都略高于本研究的PCNs濃度.蘇南地區(qū)的PCNs濃度水平與其他非工業(yè)區(qū)土壤中水平相當(dāng),但低于其他工業(yè)區(qū)土壤中PCNs濃度,整體處于較低濃度水平.

將蘇南地區(qū)34個土壤樣品采樣點根據(jù)其區(qū)域類型的不同,分為城市、郊區(qū)和農(nóng)村3類.城市主要是傳統(tǒng)的住宅區(qū)、商業(yè)區(qū)和工業(yè)區(qū)(包括12個采樣點:6、11、12、15、17、18、20、21、26、30、31、32);農(nóng)村主要是指距離市中心5～10km以外的農(nóng)業(yè)區(qū)以及風(fēng)景區(qū)等(包括9個采樣點:4、5、13、14、19、23、25、33、34);城市與農(nóng)村之間的過渡區(qū)則屬于郊區(qū)(包括13個采樣點:1、2、3、7、8、9、10、16、22、24、27、28、29).將3個地區(qū)采樣點PC Ns濃度分別分析,結(jié)果如圖3所示.從圖3中可以看出,大多數(shù)城市、郊區(qū)和農(nóng)村采樣點的PC Ns濃度水平并沒有顯著差異,且均值在同一水平上,具體分別為:0.482,0.600和0.469ng/g dw.說明蘇南地區(qū)這3類區(qū)域PC Ns污染水平處于相當(dāng)水平,沒有因地域類型的不用而產(chǎn)生較大的差異.

有越來越多的證據(jù)表明,PC Ns具有類似PCDD/Fs的毒性效應(yīng).相對毒性因子(RP Fs)就是用來確定PCN同類物相對于2,3,7,8-四氯二苯并二的毒性大小,并用于評價環(huán)境樣品或者工業(yè)混合物中的PC Ns毒性水平[20].更有研究[6]表明,垃圾焚燒區(qū)域附近的土壤、沉積物和生物樣品中的PC Ns毒性當(dāng)量(TEQs)比PCBs和PCDD/Fs還高.本研究中城市、郊區(qū)和農(nóng)村土壤樣品中PC Ns的TEQs值范圍分別為:9.73×10-2～1.37×10-1,4.52×10-2～1.3×10-1和5.15×10-2～1.57× 10-1pg TEQ/g dw,平均值也相差不大,分別為1.06×10-1pg TEQ/g dw,9.57×10-2pg TEQ/g dw和9.58×10-2pg TEQ/g dw.其中,CN-66/67,CN-69和CN-73對該區(qū)域PC Ns的TEQs值貢獻最大,分別為25.6%,29.1%和28.7%.由表1可知,蘇南地區(qū)表層土壤中PC Ns的TEQs值與東江河流域[16](0.0002～0.0628pg/g),臥龍山高地[9](0.001pg/g)及華北某垃圾焚燒地區(qū)[11](0.0077～0.13pg/g)的土壤中PC Ns的TEQs值處于同一水平,略低于遼河流域[19](0.06～2.58pg/g)及土耳其某工業(yè)區(qū)[17](0.0001～1.48pg/g)土壤中PC Ns的TEQs值,但明顯小于印度河流域[18](4.60～36pg/g)的TEQs值,說明蘇南地區(qū)PC Ns的毒性還處于較低水平.

2.2 PC Ns同族體的組成特征分析

如圖4所示,大多數(shù)樣品以一氯代萘和二氯代萘為主,所占比例為39.3%～ 91.4%.其中,二氯代萘的比重較高,所占比重為27.7%～51%,一氯代萘所占比重為10.3%～51.4%,六氯代萘所占比重為2.2%～18.2%,五氯代萘所占比重為1.7%～14.8%.整體來看,低氯代PC Ns(一～四氯代萘)比重為53.5%～94.5%,高氯代PC Ns(五～八氯代萘)比重為5.5%～46.5%.Wang等[16]對珠三角地區(qū)土壤中PC Ns濃度研究發(fā)現(xiàn),該地區(qū)土壤中的PC Ns同類物以低氯代萘為主.同樣,在遼河流域[19]及臥龍山高地[9]等地區(qū)土壤中PC Ns同類物也是以低氯代萘為主.可以說明,不同地區(qū)的土壤中PC Ns多以低氯代萘為主.另外,從圖4可以看出16號采樣點中PC Ns同類物分布與其他各采樣點有明顯不同,一氯代萘和二氯代萘的比重顯著高于其他采樣點,所占百分比高達91.4%.這對土壤中低氯代萘的特征源解析具有重要指示作用.

圖4 不同采樣點PCNs同類物百分比分布Fig.4 PCNs congener profiles at each sample

2.3 PCNs 來源分析

因為不同采樣點PC Ns的來源不一,在同一采樣點的不同環(huán)境介質(zhì)中,PC Ns各同類物的分布規(guī)律也不盡相同.所以,對于本研究區(qū)域土壤樣品中PC Ns的來源要通過多種分析方法來研究.

對于不同地區(qū)的土壤中PC Ns多以低氯代萘為主這種現(xiàn)象,秦小軍等[21]發(fā)現(xiàn)其一方面可能與污染來源有關(guān),另一方面可能和PC Ns本身的物理化學(xué)性質(zhì)存在一定的關(guān)系.有研究發(fā)現(xiàn),低氯代的PC Ns更容易分布在氣相中.例如,Mari等[22]研究了西班牙某工業(yè)區(qū)和背景區(qū)的大氣中PC Ns的濃度及特征,發(fā)現(xiàn)一氯代和二氯代的PC Ns所占比重達到78%.據(jù)此可以說明,土壤中PC Ns有可能來源于大氣擴散沉降,從而在土壤中整體上表現(xiàn)出低氯代PC Ns比重遠高于高氯代PC Ns. Pan等[9]研究臥龍山高地土壤中的PC Ns時,就發(fā)現(xiàn)長距離傳輸與大氣沉降是造成該地區(qū)PC Ns污染的主要原因.另外,低氯代的PC Ns水溶性相對較強,降解速度比高氯代的PC Ns要低,且高氯代的PC Ns在接受紫外線照射時,容易在自然界降解為低氯代的PC Ns[23].

Odabasi等[24]以CN-25/26、27/29、36/45、35/48、52/60、50和66/67做為燃燒指示物(其和為ΣPCNCom) ,并以樣品的ΣPCNCom/ΣPC Ns (Σ PC Ns為三氯代萘至八氯代萘的濃度和)的比值來確定PC Ns的可能污染來源.Lee等[25]研究發(fā)現(xiàn),當(dāng)比值小于0.11時說明PC Ns污染來源于Halowax 商業(yè)產(chǎn)品;而比值大于0.5時說明污染來源于燃燒過程.本研究中ΣPCNCom/ΣPC Ns的比值為0.299～0.495,平均值為0.40.其值遠遠大于0.11而接近于0.50,說明本研究區(qū)域的PC Ns不可能來自于Halowax 商業(yè)產(chǎn)品,而有可能來源于燃燒過程.劉國瑞等[15]中指出,鋼鐵冶煉是PC Ns重要的源之一,且排放的PC Ns以低氯代萘為主.16號采樣點樣品中一氯代萘和二氯代萘的比重高達91.4%,且該采樣點附近的鋼鐵集團主要從事鋼鐵冶煉等生產(chǎn)活動.據(jù)此可以確認,16號采樣點的高濃度PC Ns是該鋼鐵集團鋼鐵冶煉過程的污染排放造成的.

2.3.1 相關(guān)性分析 采用皮爾森相關(guān)系數(shù)法對所有34個土壤樣品采樣點PC Ns同類物濃度之間的相互關(guān)系進行了計算,結(jié)果如表2所示.從表2可以看出,大部分PC Ns同系物之間相關(guān)性不明顯或者并沒有正相關(guān).這一結(jié)果表明,這些同系物并不是來自同一污染源.本研究土壤樣品的采樣點布設(shè)比較分散,來自整個蘇南地區(qū)的不同地方,各采樣點周圍的環(huán)境及潛在的PC Ns污染源都不盡相同.加之本研究區(qū)PC Ns濃度水平整體偏低,故各采樣點大部分同系物之間并沒有顯著的正相關(guān)關(guān)系.但分析表中數(shù)據(jù)可以發(fā)現(xiàn),一氯代萘和二氯代萘之間存在著顯著的正相關(guān)關(guān)系(r=0.951,p＜0.01),這表明了本研究區(qū)的一氯代萘和二氯代萘來源相同或相似.同樣可以發(fā)現(xiàn),相鄰氯代之間均有很好的相關(guān)性,且其相關(guān)性要遠遠大于非相鄰氯代之間的相關(guān)性.Liu等[26]在研究PC Ns的來源時也發(fā)現(xiàn)了這種現(xiàn)象,說明在氯化過程中低氯代同系物是形成高氯代同系物的一個重要方面.還可以發(fā)現(xiàn),部分樣品中四至七氯代萘之間有較好的相關(guān)性,說明其可能來源于相似的污染源.Liu等[26]發(fā)現(xiàn)PC Ns與PCDD/Fs在四至七代之間均有較好的相關(guān)性,說明PC Ns和PCDD/Fs可能具有相同的污染來源.通過比較,34個采樣點中四氯代至七氯代PC Ns濃度較高的點為7、9、12、13、31和33號采樣點.由采樣記錄可知,上述6個采樣點多位于主干道路旁,而Zhou等[27]研究北京大氣中PCDD/F的來源時發(fā)現(xiàn),汽車尾氣是產(chǎn)生PCDD/F的一個重要方面.可以推測,交通排放同樣可能會對該地區(qū)PC Ns產(chǎn)生一定的影響.所以,進一步研究交通排放與PC Ns濃度水平之間的關(guān)系,是下一步研究蘇南地區(qū)PC Ns濃度水平的一個重要方面.

2.3.2 主成分分析 由圖5可見,因子1解釋了總PC Ns濃度變化量的45.7%,因子2解釋了其中的24.6%.隨著因子1的系數(shù)逐漸增大, PC Ns的氯原子數(shù)不斷增加,表明因子1代表了PC Ns同系物中的高氯代萘(四～八氯代萘),因子2則代表了其中的低氯代萘(一～三氯代萘).

根據(jù)不同樣品的主成分得分不同,可將采樣點分成幾個區(qū)域.16號采樣點(因子1= 2.0,因子2=4.6)位于某鋼鐵集團附近.從圖5可以看出16號樣品中以低氯代萘為主,與之前的討論一致,該采樣點樣品中一氯代萘和二氯代萘的比重高達91.4%,可以確認其高濃度PC Ns是該鋼鐵集團鋼鐵冶煉過程的污染排放造成的.30號采樣點(因子1=2.5,因子2=-0.8)位于蘇州市環(huán)境研究院,因子1得分較高,說明這個采樣點樣品中的高氯代萘含量高于其他采樣點.另外,該采樣點的PC Ns總濃度也較高.本實驗室曾對該地區(qū)的PCB s濃度進行了研究,發(fā)現(xiàn)該采樣點PCBs濃度同樣處于較高水平[13].雖然該采樣點位于城市中心區(qū),但其附近有多個老居民小區(qū)及商業(yè)區(qū),所以一些老電氣設(shè)備的使用可能是導(dǎo)致該地區(qū)高濃度PC Ns和PCBs的主要原因,但仍需要進一步研究確認.其他采樣點的因子1、因子2得分相近,表明PC Ns各同系物中氯原子的個數(shù)并沒有較大差異.所以,要確定本研究區(qū)其他土壤樣品中各同系物的來源,仍需進一步的研究.

表2 皮爾森系數(shù)法分析各采樣點PCNs同系物濃度關(guān)系Table 2 Pearson correlation coefficients for the relationships between the polychlorinated naphthalene homologs

圖5 主成分分析各土壤樣品中同系物關(guān)系Fig.5 Principal component analysis loading and score plots for the polychlorinated naphthalene concentrations in the soil samples

3 結(jié)論

3.1 蘇南地區(qū)表層土壤中PC Ns濃度和毒性當(dāng)量(TE Qs)的變化范圍分別為0.263～2.48ng/g dw和0.045～0.157pg TEQ/g,與國內(nèi)外各地區(qū)土壤中PC Ns濃度及TEQs值相比,蘇南地區(qū)PC Ns的污染水平較低.

3.2 大多數(shù)樣品以低氯代萘為主,其中二氯代萘所占比重最高,為27.7%～51%.CN-66/67、 CN-69和CN-73是TE Qs值貢獻最大的單體.16號采樣點PC Ns濃度值(2.48ng/g dw)顯著偏高,可以確定是受附近某鋼鐵集團鋼鐵冶煉過程排放的影響.30號采樣點偏高濃度的PC Ns可能來源于老電氣設(shè)備的使用.7、9、12、13、31和33號采樣點的PC Ns污染可能來源于交通排放.

3.3 通過ΣPCNCom/ΣPC Ns 的比值分析發(fā)現(xiàn),高溫燃燒過程對整個蘇南地區(qū)PC Ns的污染影響較大.由相關(guān)性分析與主成分分析可知,該地區(qū)PC Ns污染來源比較復(fù)雜,要確定本研究區(qū)土壤樣品中各同系物的來源,仍需更多的研究.

[1] Falandysz J. Polychlorinated naphthalenes: An environmental update [J]. Environmental Pollution, 1998,101(1):77-90.

[2] 郭 麗,巴特,鄭明輝.多氯萘的研究 [J]. 化學(xué)進展, 2009, 21(0203):377-388.

[3] Nie Z, Zheng M, Liu W, et al. Estimation and characterization of PCDD/Fs, dl-PC Bs, PC Ns, HxCBz and PeCBz emissions frommagnesiummetallurgy facilities in China [J]. Chemosphere, 2011,85(11):1707-1712.

[4] Imagawa T, Lee C W. Correlation of polychlorinated naphthalenes with polychlorinated dibenzofurans formed fromwaste incineration [J]. Chemosphere, 2001,44(6):1511-1520.

[5] KannanK, Imagawa T, Blankenship A L, et al. Isomer-specific analysis and toxic evaluationof polychlorinated naphthalenes insoil, sediment, and biota collected near the site of a former chlor-alkali plant [J]. Environmental Science and Technology, 1998,32(17):2507-2514.

[6] Park H, Kang J H, BaekSY, et al. Relative importance of polychlorinated naphthalenes compared to dioxins, and polychlorinated biphenyls in human serumfromKorea: Contribution to TE Qs and potential sources [J]. Environmental Pollution, 2010,158(5):1420-1427.

[7] Meijer S N, Harner T, HelmP A, et al. Polychlorinated naphthalenes in U. K. soils: time trends, markers of source, and equilibriumstatus [J]. Environmental Science and Technology, 2001,35(21):4205-4213.

[8] Wyrzykowska B, Hanari N, Orlikowska A, et al. Polychlorinated biphenyls and -naphthalenes in pine needles and soil fromPoland - Concentrations and patterns in viewof long-termenvironmental monitoring [J]. Chemphere, 2007,67:1877-1886.

[9] Pan J, Yang Y, Zhu X, et al. A ltitudinal distributions of PCDD/Fs, dioxin-like PC Bs and PC Ns in soil and yak samples fromWolong high mountain area, eastern Tibet-Qinghai Plateau, China [J]. Science of the Total Environment, 2013,444(2):102-109.

[10] Xu Y, Li J, Zheng Q, et al. Polychlorinated naphthalenes (PC Ns) in Chinese forest soil: W ill combustion become a major source [J]. Environmental Pollution, 2015,204:124-132.

[11] Tian Z, Li H, Xie H, et al. Concentration and distribution of PC Ns in ambient soil of a municipal solid waste incinerator [J]. Science of the Total Environment, 2014,491-492(1):75-79.

[12] 張利飛,張秀藍,張 輝,等.加速溶劑萃取-多層硅膠柱凈化-氣相色譜串聯(lián)三重四極桿質(zhì)譜法測定土壤和沉積物中的多氯萘[J]. 分析化學(xué), 2014,42(2):258-266.

[13] Shi S, Huang Y, Zhou L, et al. Changes of polybrominated diphenyl ethers and polychlorinated biphenyls in surface soils fromurban agglomeration of the Yangtze River Delta, in China between 2003 and 2012 [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015,22(13):9766-9774.

[14] 劉芷彤,劉國瑞,鄭明輝,等.多氯萘的來源及環(huán)境污染特征研究[J]. 中國科學(xué):化學(xué), 2013,43(3):279-290.

[15] Liu G, Zheng M, Du B, et al. Atmospheric emission of polychlorinated naphthalenes fromiron ore sintering processes [J]. Chemosphere, 2012,89(4):467-472.

[16] Wang Y, Cheng Z, Li J, et al. Polychlorinated naphthalenes (PC Ns) in the surface soils of the Pearl River Delta, South China: Distribution, sources, and air-soil exchange [J]. Environmental Pollution, 2012,170(8):1-7.

[17] Cetin B. Investigation of PAHs, PCBs and PC Ns in soils around a heavily industrialized area in Kocaeli, Turkey: Concentrations, distributions, sources and toxicological effects [J]. Science of the Total Environment, 2016,560-561:160-169.

[18] A li U, Sanchez-García L, Rehman MY A, et al. Tracking the fingerprints and combined TOC-black carbon mediated soil-air partitioning of polychlorinated naphthalenes (PC Ns) in the Indus River Basin of Pakistan [J]. Environmental Pollution, 2016,208: 850-858.

[19] Li F, Jin J, Gao Y, et al. Occurrence, distribution and source apportionment of polychlorinated naphthalenes (PC Ns) in sediments and soils fromthe Liaohe River Basin, China [J]. Environmental Pollution, 2016,211:226-232.

[20] Noma Y, Yamamoto T, Sakai S I. Congener-specific composition of polychlorinated naphthalenes, coplanar PCBs, dibenzo-pdioxins, and dibenzofurans in the halowax series [J]. Environmental Science and Technology, 2004,38(6):1675-1680.

[21] 秦小軍,陳群利.電子垃圾拆解場周邊環(huán)境多氯萘污染檢測 [J].華僑大學(xué)學(xué)報, 2015,36(4):467-471.

[22] Mari M, Schuhmacher M, Feliubadalo J, et al. Air concentrations of PCDD/Fs, PCBs and PC Ns using active and passive air samplers [J]. Chemphere, 2008,70(9):1637-1643.

[23] Gulan MP, Bills D D, PutnamT B. Analysis of polychlorinated naphthalenes by gas chromatography and ultraviolet irradiation [J]. Environment Contamination and Toxicology, 1974,11(5):438-441.

[24] Odabasi M, BayramA, Elbir T, et al. Investigation of soil concentrations of persistent organic pollutants, trace elements, and anions due to iron-steel plant emissions in an industrial region in Turkey [J]. Water Air and Soil Pollution, 2010,213(1):375-388.

[25] Lee S C, Harner T, Pozo K, et al. Polychlorinated naphthalenes in the global atmospheric passive sampling (GAPS) study [J]. Environmental Science and Technology, 2007,41(8):2680-2687.

[26] Liu G, Cai Z, Zheng M. Sources of unintentionally produced polychlorinated naphthalenes [J]. Chemphere, 2014,94(1):1-12.

[27] Zhou Z, Zhao B, Qi L, et al. Distribution of polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans in the atmosphere of Beijing, China [J]. Aerosol and Air Quality Research, 2014,14(4): 1269-1278.

Concentration and source of polychlorinated naphthalenes in sur face soils fromthe South of Jiangsu.

XUE Ling-nan1,2, ZHANG Lin-li1,2, ZHANG Li-fei2*, SHI Shuang-xin2, DONG Liang2, LI Xiao-xiu1*
(1.College of Resource Environment and Tourism, Capital Normal University, Beijing 100048, China；2.State Environmental Protection Key Laboratory of Dioxin Pollution Control, National Research Center for Environmental Analysis and Measurement, Beijing 100029, China). China Environmental Science, 2017,37(2)：646～653

The concentrations, profiles and source apportionment of polychlorinated naphthalenes (PC Ns) in 34surface soil samples fromthe South of Jiangsu were analyzed by gas chromatograph coupled with a triple quadrupole mass spectrometer. Total concentrations of PC Ns in all samples ranged from0.263 to 2.48ng/g dwwith an average of 0.464ng/g dwexcept sampling point 16, which had the highest concentration of 2.48ng/g dw, the TEQs of PC Ns ranged from0.045 to 0.157pg/g dw, indicating a lowconcentration level. MonoC Ns and DiC Ns were the most predominant homologues in all the samples, accounting for 39.3%～91.4%. The congeners CN-66/67, CN-69 and CN-73 were the predominant contributors to the TEQs, accounting for 25.6%, 29.1% and 28.7%, respectively. The ratio of ΣPCNCom/ΣPC Ns could indicate that the high temperature combustion process made great influence to the PC Ns pollution in the South of Jiangsu. Correlation analysis and principal component analysis showed that the use of old electrical equipment and traffic emissions might be also the possible sources to the PC Ns pollution in this study area. However, the sources of PC Ns pollution are more complex, which need a further study to determine the source of PC Ns in surface soil samples fromthe South of Jiangsu accurately.

polychlorinated naphthalenes；surface soil；the South of Jiangsu；source

X53

A

1000-6923(2017)02-0646-08

薛令楠(1991-),男,山東濟寧人,首都師范大學(xué)碩士研究生,主要從事持久性有機污染物的監(jiān)測分析研究.

2016-06-06

環(huán)保公益性行業(yè)科研專項(201309030);國家重大科學(xué)儀器設(shè)備開發(fā)專項(2011YQ060084)

* 責(zé)任作者, 張利飛, 副研究員, lfzhang@cneac.com; *李曉秀, 副教授, lxiaoxiu0548@sina.com