太原市污灌区农田土壤中多环芳烃污染特征及生态风险评价

王飞，赵颖

1. 山西大学体科所，山西 太原 030006；2. 山西省生态环境监测和应急保障中心，山西 太原 030027；

3. 山西省生态环境科学研究院，山西 太原 030027

多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）是广泛存在于环境中且具有严重危害的持久性有机污染物，具有强烈的致癌、致畸、致突变性，已被世界各国列为优先控制的污染物名单（Yadav et al.，2017；Fu et al.，2018；陈庆锋等，2016；葛蔚等，2017）。近年来，中国农田环境质量不断下降，农产品污染问题日趋严重。大气沉降、污水灌溉、农药和化肥的滥用，更加重了多环芳烃的污染负荷。农业系统不仅是人类生存物质供给的重要部分，也是生态系统的重要组成部分。同时，植物是生态系统初级生产者，能从土壤、灌溉水、大气等环境中直接接触PAHs，且可通过食物链将PAHs转移至高营养级生物（Reiko et al.，2008；Chen et al.，2017；Xu et al.，2018；Lee et al.，2019）。农作物作为被人类直接摄取的植物，直接关系到人类生命安全。因此对农业系统中PAHs污染特征的研究十分必要。

山西省作为国家的能源重化工基地，也是中国最大的焦炭生产基地，在炼焦和焦炉煤气净化及其他产品加工过程中会排放大量的苯系物、萘及其他芳烃类物质，这些污染物会对周围的生态环境带来严重影响，特别是对农业生态环境造成严重污染（刘庚等，2017）。太原市位于山西省中部，是以煤炭、机械为主要产业的重工业化城市。太原市从上世纪70年代开始利用污水灌溉，到现在已有30多年的历史，现有污灌面积约26000 hm2，主要集中在太原市的北面（尖草坪区）、南面（小店区和晋源区）以及清徐县，其中南面区县的污灌面积最大（刘小娟，2010；韩文辉等，2016）。虽然污灌水源肥效性好、成本较低，但其对土壤污染物的残留累积方面具有一定影响，一旦人类长期赖以生存的土地受到污染之后，将不能提供安全健康的食物，这对居民的人体健康产生了巨大的风险（周洁等，2019）。因此，开展污灌区农田土壤环境质量研究和风险评估工作，对保障我省居民生存环境安全以及人体健康具有重要的意义。因此，本研究以美国环境保护署（USEPA）公布的 16种优先控制PAHs作为研究对象，对太原市污灌区农田土壤中PAHs的质量分数和组成特征进行分析，并对其来源和生态风险进行探讨，以期了解太原农田土壤中PAHs的污染现状和潜在风险，为该地区农田土壤中PAHs的污染风险调控提供依据。

1 材料与方法

1.1 布点采样

本研究于2019年6月采集小店区、晋源区、清徐县3个污灌区表层土壤，采用网格布点法布设，用GPS定位系统定位，同时考虑灌渠分布及流向、污水水质、土壤类型、污灌历史等因素，共布设110个采样点，各区采样点数量分布如下：小店区 35个、晋源区35个、清徐县40个（图1）。在每个采样点分别采集5个0—10 cm表层土样，将多点取到的土样充分混合，去除杂质，然后用四分法留取一个土壤样品，密封于棕色玻璃瓶中，4 ℃下冷藏保存（保存时间<3 d），3 d内所有样品采集完毕后立刻运到实验室内进行检测分析。

图1 太原污灌区土壤采样点分布图Figure 1 Distribution of sampling sites of sewage irrigation area in Taiyuan

1.2 测定方法

PAHs混合标样：16种同系物购于美国Supelco公司，混合标样组成详见表 1。将高质量浓度的标准溶液稀释制备成 6个质量浓度水平的标准系列（5、50、250、1000、3000、6000 μg·L-1），由测得的数据绘出每种PAHs同系物的标准曲线。由配制的标准物质做成的工作曲线的线性相关性须达到0.999。4种代标分别为：naphthalene-D8（萘-D8）、fluorene-D10（芴-D10）、pyrene-D10（芘-D10）和perylene-D12（芘-D12）。

表1 PAHs标样成分Table 1 Standard sample composition of PAHs

PAHs质量分数的分析程序、方法和质量控制参照文献（Gao et al.，2009；环境保护部，2016）方法执行，具体操作如下：

仪器校准：每次分析前，进行气相色谱质谱仪自动调谐，再将气相色谱质谱仪设定至分析方法要求的仪器条件，并处于待机状态，进1 µL 50 mg·L-1十氟三苯基磷（DFTPP），按照方法运行，得到DFTPP 质谱图，其质量碎片的离子丰度应全部符合《土壤和沉积物 多环芳烃的测定 气相色谱-质谱法(HJ 805—2016)》标准中的要求。否则，应清洗质谱仪离子源。

空白试验：每批样品（不超过 20个样品）做两个空白试验，测定结果中目标物的质量浓度不超过方法检出限。否则，检查试剂空白、仪器系统以及前处理过程。

校准曲线：校准曲线中目标化合物相对相应因子的相对偏差应小于或等于20%。否则，说明进样口或色谱柱存在干扰，应进行必要的维护。连续分析时，每 24小时分析一次校准曲线中间质量浓度点，其测定结果与实际质量浓度值相对偏差应小或等于20%。否则，须重新绘制校准曲线。

样品检测：采用真空冷冻干燥仪对5 g样品进行脱水，将冷冻后的样品进行充分研磨、均化成1 mm左右的细小颗粒。采用快速溶剂萃取仪（ASE350）对样品中多环芳烃进行提取。将5 g土样或植物样品与7 g硅藻土在研钵中研磨均匀，然后在34 mL ASE萃取池中从下往上依次装入玻璃纤维滤膜、硅藻土、混匀的样品。填装好后进行ASE350萃取。萃取溶剂为丙酮：二氯甲烷=1∶1，萃取温度为100 ℃，静态萃取5 min，萃取2次，压力1500 psi，60%的溶剂冲洗，60 s吹扫，氮气吹扫，用接收瓶收集。ASE提取液通过旋转蒸发浓缩到l—2 mL，浓缩液供柱净化使用。采用弗罗里硅土商品小柱净化，小柱首先用10 mL正己烷洗脱，然后将样品通过弗罗里硅土柱，并用10 mL的正己烷进行淋洗，使洗脱液成滴滴入鸡心瓶内，氮吹浓缩至少于 1 mL，通过0.22 μm有机系滤膜后，转到进样瓶中，加入内标，定容到 1 mL，待分析。采用岛津GCMS-QP2010气相色谱-质谱联用仪对PAHs各组分进行定性与定量分析。色谱柱为DB-5MS毛细柱（30 m×0.25 mm×0.25 μm）；载气为高纯氦气；流速1.2 mL·min-1；进样口温度290 ℃；气相色谱与质谱接口温度为300 ℃；柱温升温程序为：初始柱温为 80 ℃，保持 2min，以 15 ℃·min-1升温到250 ℃，然后以5 ℃·min-1升温到290 ℃，保持10 min；进样量 1 μL。

平行样品：每批样品分析一对平行样，平行样测定结果相对偏差应小于30%。

基体加标：每批样品分析一对基体加标样品。土壤基体加标样品回收率控制范围为70%—130%。

替代物回收率：建立替代物加标回收控制图，按同一批样品进行统计，剔除离群值，计算替代物的平均回收率p及相对标准偏差s，检测的替代物回收率应控制在p±3s内。

1.3 多环芳烃来源解析-主成分分析/多元线性回归法（PCA/MLR）

国内外对PAHs的源解析多用定性和定量两类方法：前者有比值法、特征污染物法、轮廓图法、碳同位素法等（Lin et al.，2013；Zhou et al.，2014；翟梦晓，2011），多利用污染物的化学性质进行源识别；后者有主成分分析法和正定矩阵因子法，多用于大气、土壤和沉积物中PAHs的源解析（Sun et al.，2015；孙海峰等，2015；蔡杨等，2021）。本研究将定量方法引入开展源解析，采用主成分分析/多元线性回归法（PCA/MLR）模型用于识别源解析，同时可估计污染源的具体贡献值。PCA是一种通过减少变量个数分析多变量间的结构相关性的多元统计分析方法。PCA通过线性变换，把给定的一组相关变量转变成另一组不相关的变量，而变量的总方差保持不变。这些新的变量按方差依次递减的顺序排列，形成主成分。被提取出来的前几个主成分通常可以反映出受体中主要的PAHs污染源。通过因子（主成分）在各PAHs组分（变量）上的载荷大小可以推断出该因子所反映的多环芳烃化学污染源。多元线性回归（MLR）的目的是确定不同污染源对某样品中的百分数贡献率。以标准化主成分得分变量为自变量，标准化的16种PAHs总量为因变量，进行多元线性回归分析。采用逐步回归的方法，设定进入变量的显著水平为0.05，从方程中剔除变量的显著水平为0.10，由此获得方程的标准化回归系数可反映各主因子的相对贡献率（廖书林等，2011）。

1.4 生态风险评价方法

分别使用平均效应区间中值商法（QMERM）和苯并(a)芘毒性等效当量法（QTE）进行生态风险评价。QMERM可定量预测15种PAHs[包括萘、苊、二氢苊、菲、荧蒽、蒽、芴、芘、苯并(a)蒽、䓛、二苯并(a, h)蒽、苯并(e)苝、苯并(b)荧蒽、苯并(k)荧蒽、和苯并(ghi)苝]的综合生态毒性（Mccready et al.，2006），QMERM通过计算单组分PAH的效应区间中值商（QERM）求出PAHs的QMERM，确定PAHs的综合生态毒性。QERM和QMERM的计算公式如下：

式中：

wi——PAHs单体的质量分数；

wERMi——对应的区间效应中值的质量分数，取值参照文献（Long et al.，1995）。

n——PAHs单体的总数。若QMERM<0.1，构成生态风险的可能性比较小，毒性概率<10%；若0.11.5，则具有高毒性，毒性可能性约为75%。

QTE可比较和定量表示环境样品中各 PAHs的致癌潜力（Agarwal et al.，2008），因不同 PAHs的结构和致癌作用机制类似，常以毒性最强的BaP为基准进行毒性换算，计算公式如下：

式中：

QTEs——物质i的苯并[a]芘毒性当量浓度；

wi——物质i的质量分数，mg·kg-1；

FTEi——物质i相对BaP的毒性当量因子，采用 Nisbet等基于 BaP的毒性当量因子计算所得（Ravindra et al.，2006）。毒性当量因子越大，对应的PAHs单体的毒性越大。

2 结果与讨论

2.1 不同区域农田土壤多环芳烃质量分数及其成分组成比较

土壤多环芳烃监测结果显示，美国环境保护署（USEPA）优先控制的16种PAHs在太原污灌区不同区域土壤中均有检出（表 2），其质量分数范围是 214.50—13511.50 µg·kg-1（以干质量计）。图 2显示的是各采样点PAHs的分布特征，结果表明，晋源区中部和小店区东南部大多数采样点PAHs总量较高，清徐县较低。小店区灌溉水来自北张退水渠，西南部灌溉水来自太榆退水渠，而渠内污水主要来自太原市区的生活污水、还有部分未经处理的工业废水，且均未设防渗处理。晋源区主要分布有多家化工厂、太原市第一热电厂、造纸厂、医药园区等企业。近年来，由于国民经济的大力发展，沿途一些企业每年向邻近退水渠排放一定数量的工业废水，使污水的成分变得更加复杂。清徐县境内用于灌溉的水渠主要有汾河二坝的东干渠和西干渠，其中西干渠又分出西一、西二和西三共3个支渠，东干渠分出东一支渠。汾河中的污水主要来源于上游污水，少量来源县城生活污水和工业废水。近年来，山西省高度重视汾河生态环境保护，举全省之力全方位、全地域、全过程推进汾河流域生态治理，汾河流域生态环境质量得到全面好转，灌溉水的水质也随之改善，该区域土壤PAHs质量分数与其他两个区域比，相对较低。因此，土壤 PAHs的质量分数及分布特征与灌溉水质及灌溉历史有很大的关系。

表2 农田土壤中多环芳烃质量分数Table 2 PAHs concentrations in farmland soilµg·kg-1

图2 农田土壤多环芳烃分布特征Figure 2 Distribution of PAHs in farmland soil

不同采样点土壤中PAHs的构成不同，不同环数的PAHs质量分数差异也比较大。污灌区农田土壤中PAHs的组成特征如图3所示。4环PAHs质量分数均值最高，其次是5—6环，2—3环PAHs质量分数均值最低。不同地区PAHs组成特征显示，小店区中高环（4—6环）PAHs占表层土壤总PAHs的比例为76.7%，低环（2—3环）PAHs占表层土壤总PAHs的比例为23.3%；晋源区中高环（4—6环）PAHs占表层土壤总PAHs的比例为74.4%，低环（2—3环）PAHs占表层土壤总PAHs的比例为25.6%；清徐县中高环（4—6环）PAHs占表层土壤总 PAHs的比例为 75.2%，低环（2—3环）PAHs占表层土壤总PAHs的比例为24.8%。不同区域低环和中高环 PAHs质量分数均表现为小店区>晋源区>清徐县。环境中的PAHs来源大致可分为燃烧源和石油源，高环（4环及以上）PAHs主要来源于煤等化石燃料的高温燃烧，低环（2环和3环）PAHs主要来源于有机物的低温转化和石油产品的泄露（Men et al.，2009；李恭臣等，2006；）。本研究中，2—3环PAHs质量分数约占总质量分数的23.3%—25.6%，4—6环质量分数约占总质量分数的74.4%—76.7%。由此可见，中环和高环PAHs质量分数所占的比例较高，说明太原污灌区PAHs主要来源为化石燃料的不完全燃烧，可能与居住在该污灌区附近的工业企业的排放和居民活动有关。

图3 农田土壤中多环芳烃组成特征Figure 3 Distribution of PAHs in farmland soil

污灌区农田土壤PAHs与其他污灌区的研究对比分析结果显示，研究区所有点位农田土壤中PAHs平均质量分数稍高于沈阳污灌区农田（Song et al.，2006），高于辽宁浑蒲灌区农田（高昌源等，2016）；稍低于沈抚石油类污灌区（曲健等，2006），低于乌鲁木齐某污灌区（王雪萍等，2020），处于中等质量分数水平（表3）。

表3 相关研究区域农田土壤中PAHs质量分数的对比分析Table 3 PAHs concentrations in other sewage irrigation areas µg·kg-1

2.2 土壤中多环芳烃来源解析

农田土壤中PAHs有多种来源，是多个环境因素共同作用的结果。本研究采用主成分分析/多元线性回归法（PCA/MLR）定量分析污灌区农田土壤中PAHs的来源。首先，分别对小店区、晋源区和清徐县的土壤样品中16种PAHs进行主成分（PCA）分析。采用主成分提取法和最大方差旋转法进行因子分析，主成分提取原则为特征值大于 1。小店区共获得2个主成分，累计方差贡献率为90.4%，说明 2个主成分可以反映原始变量总信息的 90%以上。主成分1（PC1）和主成分2（PC2）分别解释了60.6%和29.8%的方差（表4）。

表4 PAHs的旋转成分矩阵Table 4 Rotational component matrix of PAHs

小店区PC1的方差贡献率为60.6%，主要为4环和 4环以上 PAHs，包括 Flt、Pyr、BaA、Chr、BbF、BkF、BaP、BA、InP、BP。这些高分子量PAHs主要是化石燃料燃烧所生成的产物。其中，Pyr、BaA、BaP、BkF是煤炭燃烧的典型代表物，BbF、InP和 BP是以柴油或汽油为燃料的机动车尾气排放的指示物（Larsen et al.，2003；Ravindra et al.，2006），它们的来源都与化石燃料然烧有关（Kavouras et al.，2001）。BaA和Chr被研究者确认为汽油和天然气燃烧的产物（Khalili et al.，1995），而NaP主要来自焦炉燃烧、汽车尾气排放和汽油泄露等（Xu et al.，2013）。因此，PC1反映出小店区土壤中的PAHs主要来源于化石燃料和炼焦的混合源。PC2的方差贡献率为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这3种PAHs都是炼焦过程中产生的（Kohler et al.，2000）。因此，PC2主要来自于焦炭源。以标准化主因子得分变量为解释变量，标准化的 16种PAHs总量为被解释变量，利用SPSS进行多元线性回归分析，方程的标准化回归系数可以反映各主成分因子，即各主要源的相对贡献。表5给出了回归方程的方差分解及检验过程，回归方程的统计量F=27796.467，P=0.000<0.05，可见方程极其显著。拟合的回归方程系数Bi及其检验见表6。未标准化时，常数项为1.10×10-16，统计量t值为0.000，对应的P=1.000>0.05，方程的常数项不显著，可以考虑剔除常数项，采用标准化后的方程。自变量f1的回归系数为 0.896，统计量t=211.405，对应的P=0.000，检验结果显著（P<0.05）；自变量f2的回归系数为 0.443，统计量t=104.407，对应的P=0.000<0.05，检验结果显著。由此可得小店区农田土壤中PAHs的标准回归方程（式3）：

表5 回归方程方差分析Table 5 Variance analysis of regression equation

表6 回归方程系数Table 6 Coefficients of the regression model

其中：

化石燃料和炼焦的贡献率为66.9%，焦炭源的贡献率33.1%。因此，化石燃料和炼焦是小店区污灌区农田土壤中PAHs的主要来源，该结果与比值法的源解析结果基本一致。

晋源区PC1的方差贡献率为43.9%，主要为3环和5环PAHs，包括Acy、Flu、Chr、BbF、BkF、BaP、BA、InP、BP，其中Acy主要来自于柴油或木材的燃烧，Flu、Chr、BbF、BkF、BaP是煤炭燃烧的指示物，BA、InP、BP是以柴油或汽油为燃料的机动车尾气排放指示物。因此，PC1反映出晋源区土壤中的PAHs主要来源于化石燃料的燃烧。PC2的方差贡献率为40.0%，主要包括Nap、Ace、Phe、Ant、Flt、Pyr、BaA。其中 NaP、Ace、Flt是焦炉的主要指示物，Phe、Ant、Pyr、BaA 是煤炭燃烧的指示物，PC2反映出煤炭燃烧和炼焦的混合源。同上，晋源区土壤中PAHs的标准回归方程如下（式4），该研究区土壤中PAHs的2种来源的贡献率分别为53.2%（化石燃料燃烧）、46.8%（煤燃烧和炼焦的混合源）。

清徐县PC1的方差贡献率为72.5%，主要为3环、4 环和 5 环 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主要来源于煤炭燃烧，而BA、InP、BP与交通污染有关，来自于汽油或柴油燃烧。因此，PC1反映出晋源区土壤中的PAHs主要来源于化石燃料的燃烧。PC2的方差贡献率为12.2%，主要包括NaP、Acy、Flu，主要来源于木材或炼焦燃烧。因此，PC2反映出木材燃烧和炼焦的混合源。清徐县土壤中PAHs的标准回归方程为式5，该区土壤中PAHs的2种来源的贡献率分别为88%（化石燃料燃烧）、12%（煤木材燃烧和炼焦的混合源）。

综上所述，这3个区的PAHs来源主要是化石燃料燃烧，煤炭燃烧和炼焦，这是由于污灌区采样点附近重工业企业较多，通过燃煤或化石燃料产生的PAHs以烟尘颗粒为载体通过大气干湿沉降和风力输送进入到土壤环境中，同时污水灌溉使得吸附在水体中固体颗粒上的PAHs随污水流动而在土壤中大量富集。此外，居民区排放的废气废渣、汽车尾气和煤、焦炭的燃烧所产生的颗粒通过干湿沉降进入土壤表面，也给土壤贡献了部分PAHs。因此，太原市污灌区农田土壤中PAHs污染来源一方面与灌溉水质及灌溉历史有很大的关系；另一方面，通过燃煤或化石燃料产生的PAHs通过大气干湿沉降和风力输送进入到土壤环境中，在地表径流作用下造成土壤污染。

2.3 土壤中多环芳烃污染风险评价

2.3.1 平均效应区间中值商法评价结果

从表 7中可以看出，不同区县、同一区县不同地块生态风险不同。小店区和晋源区PAHs的污染程度均是中低毒性，毒性概率约为30%，清徐县PAHs的污染程度为低毒性，表明其生态风险较小。从不同污染级别的样品比例来看，QMERM介于0.1和0.5间的样品比例从高到低依次是小店区、晋源区和清徐县，QMERM小于0.1的样品比例从高到底依次是清徐县、晋源区和小店区。因此，小店区和晋源区分别有74.29%和68.75%的土壤样点的毒性概率为30%左右，而清徐县有 97.5%的土壤样点的毒性概率小于10%，其潜在生态风险最低。图4显示，晋源区和小店区大部分地区为中低毒性，清徐县大部分地区为低毒性，仅有北部部分地区为中低毒性。其原因一方面可能与灌溉水的水质有关，前文指出，小店区和晋源区灌溉水主要来自太原市区的生活污水以及部分未经处理的工业废水，水质较差。清徐县境内的灌溉水主要来自上游汾河污水，近年来汾河流域生态环境质量全面提升，水质改善，因此，相比小店区和晋源区，清徐县PAHs污染的生态风险较低。另一方面，还可能与土壤理化性质、微生物种类和数量有关，需进一步研究。

表7 15种PAHs潜在生态风险评估结果Table 7 Potential ecological risk assessment of 15 PAHs

图4 PAHs潜在生态风险分布特征Figure 4 Distribution of potential ecological risk of PAHs

2.3.2 苯并(A)芘毒性等效当量法评价结果

从表 8中可以看出，小店区土壤中 16 种PAHs的 QTE 值范围为 130.54—1474.58 μg·kg-1，平均值为 599.58 μg·kg-1；晋源区土壤中 16种 PAHs的 QTE 值范围为 45.64—1722.37 μg·kg-1，平均值为 475.83 μg·kg-1。清徐县土壤中 16 种 PAHs的QTE值 范 围 为 18.08 — 981.83 μg·kg-1， 平 均 值 为118.43μg·kg-1。3个区县土壤中 16种 PAHs的QTE平均值排序为小店区>晋源区>清徐县，毒性当量越大，则土壤中PAHs的综合生态风险越大。

表8 16种PAHs的毒性当量浓度Table 8 Toxic equivalent concentration of 16 PAHs μg·kg-1

多环芳烃的毒性主要表现为致癌性，其差异较大；一般而言，低分子量PAHs的致癌性较低，而某些高分子量PAHs具有相对较强的致癌性（Wit et al.，1995）。小店区7种致癌多环芳烃（7carPAHs）[苯并(a)蒽、䓛、苯并(b)荧蒽、苯并(k)荧蒽、苯并(a)芘、茚并(123-c, d)芘、二苯并(a, h)蒽]的QTE范围是 129.07—1460.80 μg·kg-1，平均值为 592.87 μg·kg-1，占16种多环芳烃总量的82.31%；晋源区7种致癌多环芳烃的毒性当量浓度范围是 45.14—1777.87 μg·kg-1，平均值为 470.24 μg·kg-1，占 16种多环芳烃总量的98.82%；清徐县7种致癌多环芳烃的毒性当量浓度范围是 17.79—974.29 μg·kg-1，平均值为117.28 μg·kg-1，占16种多环芳烃总量的99.02%。由此说明，研究区域土壤中PAHs毒性风险主要源于7种强致癌PAHs单体。BaP作为毒性最强的单体之一，小店区、晋源区和清徐县QTE值范围分别为62—522、20.40—531.40、9.10—498.50 μg·kg-1，平均值分别为 290.36、207.09、56.89 μg·kg-1，贡献值为48.4%、43.5%、48.0%，应重点关注。中国在《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》（GB15618—2018）（生态环境部，2018）中规定了BaP的农用地土壤污染风险筛选值限值（0.55 mg·kg-1）。本研究中，所有土壤样本中BaP质量分数值均低于该标准值。

3 结论

（1）多环芳烃广泛存在于太原污灌区农田土壤中，该区域农田土壤已受到多环芳烃污染，其质量分数范围是 214.50—13511.50 µg·kg-1，4—6 环单体多环芳烃为主要成分，约占总量比例的74.4%—76.7%；但苯并[a]芘质量分数均值未超过中国《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准 (GB 15618—2018)》中的风险筛选值。

（2）太原污灌区农田土壤中PAHs主要来源是化石燃料燃烧、煤炭燃烧和炼焦。其中，小店区化石燃料燃烧和炼焦的贡献率为66.9%，焦炭源的贡献率 33.1%；晋源区化石燃料燃烧的贡献率为53.2%、煤燃烧和炼焦的混合源的贡献率为46.8%；清徐县化石燃料燃烧占88%、煤木材燃烧和炼焦的混合源占12%。

（3）生态风险评估结果显示，研究区多环芳烃的污染程度为中低毒性或低毒性，产生的危害极小；苯并(a)芘毒性当量法进一步分析表明，7种致癌多环芳烃的毒性当量值占多环芳烃总量的 95%以上，是PAHs毒性风险的主要来源，其中BaP毒性当量的贡献值为44%—48%，应重点关注。