笔者通过对实际场地土壤的调查与分析，表征了典型场地污染土壤中不同种类PAHs生物有效性的空间变异特征，解析出土壤有机碳是PAHs生物有效性的主要控制因子，增加土壤中碳含量可有效阻控PAHs的生物有效性。
第一章 绪论
1.2 国内外研究现状
1.2.1 PAHs的性质及环境行为
PAHs是一类低水溶性和高亲脂性化合物，具有“三致”毒性，其中16种PAHs被列为优先控制污染物见表1.1。PAHs大部分为无色或淡黄色的结晶，随分子量增加，蒸气压减小，挥发性逐渐降低；大多数PAHs不溶于水，较易溶于有机溶剂中，并且随分子量增加，PAHs辛醇-水分配系数逐渐增大，其水溶性逐渐降低，此性质决定了PAHs易于富集在生物体和脂类物质之中。PAHs具有较为稳定的化学性质，不同PAHs的半衰期在2个月至几年不等。PAHs发生化学反应时，一般通过亲电取代反应形成具有致癌性的衍生物或最终代谢为致癌物的活泼形式。研究表明，在PAHs污染环境中生长的动植物，其组织中会蓄积PAHs，并且能够通过食物链进入人类身体，从而对人体健康产生不良影响[19,20]。
PAHs在环境介质中会发生复杂的环境行为，如：吸附-解吸、挥发迁移、微生物降解等[21]。这些环境行为与PAHs的物理化学性质（分子量、水溶性、蒸气压、辛醇-水分配系数等）密不可分。比如，PAHs在土壤中的降解量与其含有苯环数量呈现负相关关系。PAHs因其具有低溶解性和疏水性，易于转移至生物体内，进而通过生物链的传递作用，对人体健康和生态系统安全带来危害[12]。研究表明，在临汾市居民日常购买的9种蔬菜（白菜、圆白菜、番茄、南瓜、辣椒、豆角、山药、土豆、藕）中均检测出了NAP、ACE、ACY、FLA、PHE、ANT、FLU和PYR这8种PAHs，其污染浓度范围为 0.025-0.083 mg/kg，平均污染浓度为0.044 mg/kg，在日常的蔬菜食用消费情况下，蔬菜中PAHs的含量会对人体健康带来潜在的致癌风险[22]。PAHs在植物中最主要的反应为羟基化作用[23]。土壤中PAHs由植物根系进入到植物体内，然后发生羟基化作用将PAHs进行脱毒作用，但还是有部分PAHs可在植物体中蓄积。
第三章 污染场地土壤PAHs污染特征
3.1 结果与讨论
3.1.1 污染土壤物理化学性质
本研究所用土壤的基本理化性质见表3.1、3.2，根据深度将其分为0-0.5 m、0.5-2 m、2-4 m、4-6 m 4个不同土层深度，土壤的pH范围分别为8.42-8.86、8.35-8.91、8.45-9.03、8.75-9.01，均为碱性土壤；土壤有机碳（TOC）含量分别为18.68-22.68 g/kg、9.82-27.27 g/kg、2.82-27.98 g/kg和1.13-19.54 g/kg；阳离子交换量（CEC）分别为11.36-18.89 cmol/kg、9.95-23.12 cmol/kg、8.74-23.72 cmol/kg、10.15-23.01 cmol/kg，溶解性有机碳（DOC）含量分别为51.14-164.07 mg/kg、51.14-76.70 mg/kg、44.32-85.23 mg/kg、54.55-69.89 mg/kg。其0-0.5 m土层中土壤质地为：砂质壤土、壤土；0.5-2 m土层中土壤质地为：砂质壤土、壤质砂土、壤土；2-4 m土层的土壤质地为：砂质壤土、壤质砂土、壤土、粉砂壤土； 4-6 m土层中土壤质地为：土壤质地为砂质壤土、壤质砂土、壤土。
第四章 活性炭对土壤中PAHs生物有效性及生态风险的调控作用
4.1 结果与讨论
4.1.1 污染土壤物理化学特征
本研究所用土壤的基本理化性质见表4.1，16个不同土层深度土壤的pH范围为2.37-8.76，其中2个土壤样品为酸性土壤，14个土壤样品为碱性土壤，有机碳（TOC）含量范围为0.73-4.31 g/kg，阳离子交换量（CEC）量范围为1.72-22.52 cmol/kg，溶解性有机碳（DOC）含量范围为34.76-2396.34 mg/kg，土壤质地为粉砂壤土、砂质壤土、壤质砂土、砂土和粉砂质粘壤土（详见表4.1）。
4.2 小结
（1）土壤中添加5%活性炭处理能够有效降低∑12PAHs残留量和生物有效性。
（2）对不同环数PAHs而言，土壤中添加5%活性炭显著增加了PHE、PYR等低环PAHs在土壤中的残留（P＜0.05），显著降低了5环PAHs在土壤中的残留（P＜0.05），降低了6环PAHs在土壤中残留；并显著降低3、4、5环PAHs生物有效性（P＜0.05），降低了6环PAHs生物有效性。
（3）添加活性炭1个月后，PAHs生物有效性降低效果最好，显著降低了PAHs生物有效性（P＜0.05），活性炭组土壤中PHE、PYR、BbF生物有效性较对照组分别降低了35.06%、37.73%、39.60%，随着时间延长，活性炭对土壤中PAHs生物有效性的阻控效果呈减弱趋势，添加活性炭8个月后，PHE生物有效性较对照组升高了1.72%，PYR、BbF则分别降低了5.93%、17.84%。而添加活性炭第1个月时，对6环PAHs生物有效性阻控最弱，随着时间延长，阻控效果逐渐增强。添加活性炭1个月后，BghiP生物有效性较对照组降低了1.37%，添加活性炭8个月后，BghiP生物有效性较对照组降低了10.70%。而且活性炭显著降低了砂土、粉砂壤土中PAHs的生物有效性（P＜0.05）。
（4）采用内梅罗综合污染指数法评价PAHs污染程度，结果表明，对照组与添加活性炭组土壤均为清洁状态，但添加活性炭组土壤中PAHs内梅罗指数更低。
（5）采用BaP毒性当量法评价土壤中PAHs生态风险，结果显示，添加活性炭1个月后，土壤中PAHs的TEQBaP低于农业用地土壤风险管控值（＜0.55 mg/kg），8个月后，TEQBaP值降至0.24 mg/kg，对将其规划为农业用地则无生态风险。
第五章 全文结论与研究展望
5.2 研究特色与创新
（1）通过对实际场地土壤的调查与分析，表征了典型场地污染土壤中不同种类PAHs生物有效性的空间变异特征，解析出土壤有机碳是PAHs生物有效性的主要控制因子，增加土壤中碳含量可有效阻控PAHs的生物有效性。
（2）明确了活性炭对土壤中PAHs生物有效性的阻控机制及其动力学过程，采用内梅罗污染指数法和苯并[a]芘（BaP）毒性当量法对活性炭修复后的土壤进行生态风险评估，发现施加5%活性炭可有效降低土壤中PAHs的毒性及生态风险，研究结果为PAHs污染土壤可持续利用提供了理论和技术支撑。
参考文献（略）
（本文摘自网络）
