上海城市屋面径流PAHs 赋存特征及其生态风险评价

葛荣荣,陆　敏,刘　敏,武子澜,黎舒雯 （华东师范大学资源与环境科学学院地理系,地理信息科学教育部重点实验室,上海 200241）

上海城市屋面径流PAHs 赋存特征及其生态风险评价

葛荣荣,陆敏*,刘敏,武子澜,黎舒雯 （华东师范大学资源与环境科学学院地理系,地理信息科学教育部重点实验室,上海 200241）

为研究城市屋面径流中16种US EPA优控多环芳烃（PAHs）的污染特征,采集并分析了上海3次降雨事件典型屋面径流中颗粒相和溶解相PAHs的质量浓度,对屋面径流中PAHs的质量浓度特征、动态变化过程、来源解析以及潜在的生态风险进行了分析与讨论.结果表明,屋面径流中溶解相∑16PAHs的质量浓度为33.9～581.5ng/L,颗粒相PAHs的质量浓度为134.6～27528ng/L,3种屋面径流PAHs含量基本为：瓦屋面＞水泥屋面＞沥青屋面；不同类型的屋面径流中PAHs组分具有明显的相似性，均以3～4环组分为主，苯并［a］芘BaP的场次降雨事件平均浓度（EMC）值为17.4～378.5ng/L，超过我国规定的污水中BaP排放标准.源解析结果表明，瓦屋面径流中PAHs的主要来源为机动车排放源和燃煤源；沥青屋面和水泥屋面径流中PAHs主要来源于机动车排放源、燃煤源和石油类泄露和挥发源.屋面径流中PAHs毒性当量浓度为6.08～16.86ng/L，超过我国规定的标准限值,对环境存在一定的危害,应引起足够的重视.

屋面径流；PAHs；生态风险评价

随着城市化进程的加快,不透水面积迅速增加,屋面作为不透水面的重要组成部分,在城市不透水中所占的比例较大.屋面上的污染物质主要来源于大气干湿沉降以及屋面材料本身的腐蚀产物,这些污染物在雨水的冲刷下形成屋面径流进入地表水体,成为城市非点源污染的重要组成部分,并对城市水环境产生一定的危害.在水资源短缺的城市,屋面径流由于收集方便,水质相对较好,具有一定的开发利用潜能等特点［1-2］,成为城市水资源开发利用的重点对象,由于屋面径流中携带的污染物质对环境产生一定的危害,因此在利用雨水资源前应研究并掌握屋面径流的水质变化及规律.关于屋面径流,国内外已有不少的研究,主要包括对屋面径流水质特征［3-6］、屋面径流的初期效应［7-10］以及屋面径流污染影响因素［1-2,11］等方面的研究,如黄金良等［6］对澳门屋面径流特征进行研究,发现生锈铁皮屋的屋面径流中 Zn的浓度较高,为径流中的主要污染物,屋面径流中污染物的赋存状况与屋面材料密切相关；张杏娟等［11］对天津平顶沥青屋面径流雨水污染特征进行分析,发现径流初期污染严重,CODCr、TOC、BOD5、TN、色度和浊度均超出地表水或生活用水标准；欧阳威等［12］通过对比草地屋顶与硬质屋顶的降雨径流发现,屋顶绿化对径流中Pb、Zn、Cu等污染物的消减具有明显作用；欧浪波等［13］对北京城区3种屋面径流进行分析,发现总PAHs和颗粒相PAHs存在初期冲刷效应,而溶解相PAHs的初始冲刷不明显,且总PAHs的初期冲刷效应与各单一气象特征参数无显著相关性.本论文以上海市 3种典型屋面材料类型为研究对象,具体分析屋面径流中有机污染物 PAHs的污染特征、来源以及生态风险评价,为屋面径流中PAHs管控提供依据.

1　材料与方法

1.1样品采集

根据上海市屋面的主要类型,选取城区瓦屋面（W,居民区）、沥青屋面（L,居民区）、水泥屋面（S,文教区）3种典型屋面作为样点,于2014年5～8月收集屋面径流样品（共采集6场径流样品,但有效样品数量为 3场）.在产流后,用采样瓶同时收集3种屋面雨水管道出口处的屋面径流,具体采样过程为：产流后,根据降雨强度的大小,产流30min内,每3～5min采集1个样品；产流30～60min, 每10～15min采集1个样品；产流60min至径流结束,每20～30min采集1个样品,并同步记录降雨历时、降雨量等参数,详见表1.

表1　各次降雨的基本参数Table 1　Characteristics of the sampled rainfall events

1.2样品预处理

屋面径流样品采集后立即送实验室进行处理,用已称重的玻璃纤维滤膜GF/F（450℃灼烧4h）对水样进行过滤,滤出的溶解相样品用干净、干燥的棕色玻璃瓶收集后进行固相萃取,颗粒相样品的滤膜用铝箔包好使用冻干机冻干后称重.

滤出液用固相萃取柱（HC-C18SPE,依次用二氯甲烷、甲醇、超纯水各5mL进行活化）萃取,调节水样流速为5mL/min,萃取后用15mL二氯甲烷和正己烷溶液（体积比为3：7）洗脱SPE小柱,收集的洗脱液经无水硫酸钠脱水后旋转蒸发浓缩至1mL,转移至GC样品瓶中待测.

冷干后的滤膜与无水硫酸钠及少量铜粉一起装入滤纸筒中,用120mL二氯甲烷和丙酮混合溶液（体积比为 1：1）进行索氏提取连续抽提18h（回流次数为 4次/h）.萃取液经旋转浓缩并转换溶剂（正己烷）后过硅胶/氧化铝复合层析柱（硅胶130℃烘烤12h,氧化铝和无水硫酸钠450℃灼烧 4h）净化,用15mL正己烷洗弃烷烃组分,再用70mL二氯甲烷和正己烷混合溶液（体积比为3：7）洗脱收集芳烃组分,将洗脱液旋转浓缩至1mL,转移至GC样品瓶子待测.

1.3仪器分析

利用气象色谱-质谱联用仪（GC-MS,Agilent7890A/5975C）,测定US EPA优控的16种PAHs：萘（NAP）、苊（ACY）、二氢苊（ACE）、芴（FLO）、菲（PHE）、蒽（ANT）、荧蒽（FLA）、芘（PYR）、苯并［a］蒽（BaA ）,（CHR）、苯并［b］荧蒽（BbF）、苯并［k］荧蒽（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）.气相色谱分析条件：GC-MS的色谱柱为DB5-MS（30m×0.25mm×0.25μm）,柱温程序为：柱初温80℃,保持1min,以10℃/min程序升温至235℃,再以4℃/min升温至300℃保持4min；载气为高纯He（流速1mL/min）,质谱电离方式：EI源,离子源温度为270℃,电压为70eV,电流为350μA，扫描范围为50～500m/z,扫描频率为1.5scan/s.

1.4质量保证和质量控制

整个实验分析过程按方法空白、空白加标、样品平行样进行质量控制和质量保证.16种PAHs的空白加标回收率为76.3%～98.4%,样品平行样相对标准偏差在 20%以下,方法空白未检出目标污染物.

2　结果

2.1屋面径流中PAHs质量浓度

表2列出了3种屋面径流中溶解相和颗粒相PAHs的最小值、最大值及几何平均值,可以看出,不同性质屋面降雨径流PAHs的质量浓度差异很大,且PAHs在溶解相和颗粒相赋存也具有差别.屋面径流中溶解相16种PAHs的质量浓度范围为33.9～581.5ng/L,其中NAP、FLO、PHE、FLA和PYR组分的含量比较高,占总溶解相PAHs浓度的57.6%～82.3%；颗粒相 PAHs的质量浓度范围为134.6～27528ng/L,其中PHE、FLA、PYR、 CHR和B［b/k］F含量较高,占总颗粒相PAHs的51.3%～77.4%.

由上述列出的较高浓度的单体组分可知,屋面径流中溶解相PAHs以3～4环为主,高环组分含量低,而颗粒相PAHs以4～6环组分为主,2环组分最低,这主要与高环 PAHs组分的物理性质有关,其具有较高的辛醇-水分配系数,水溶性较低,更易于吸附于颗粒物表面.且 PHE、FLA和PYR在溶解相和颗粒相中均存在较高的质量浓度范围,占16种PAHs的52.3%～63.2%,而这3种组分会对水生生态系统造成一定的危害［14］,因此屋面径流对环境的污染也是不容小觑的.

2.2次降雨径流平均浓度（EMC）

同一场降雨中,由于降雨强度的变化导致降雨过程中污染物浓度不断发生变化,采用次降雨径流平均浓度（EMC）能更好的表示一场降雨屋面径流全过程中携带污染物的平均浓度.EMC是一场降雨径流全过程的瞬时污染物浓度的流量加权平均值,即一场降雨径流中携带的污染物的总质量除以总径流量［15-16］,可以下式表示：

式中：M为整个降雨过程中总污染物含量,ng；V为对应的总径流量,L；Ct为随时间变化的污染物质量浓度,ng/L；Qt为随时间变化的径流量,L/min.将各次屋面径流中16种PAHs的EMC值和组分比例列于表3中.

由表 3可见,不同类型的屋面径流中 PAHs组分具有明显的相似性,均以3～4环为主,3次降雨事件不同屋面径流样品 3～4环组分占∑16PAHs（溶解相+颗粒相）的均值分别为74%（W）、74.3%（L）、73.1%（S）,表明屋面径流中PAHs的来源具有相似性.3次屋面径流中BaP的 EMC值为17.4～378.5ng/L,其平均值为172.2ng/L,超过我国规定的污水中BaP最高允许排放浓度值为30ng/L的标准（GB8978-1996）［17］,可见屋面径流不易直接用于水资源利用.

3　分析与讨论

3.1屋面径流中PAHs的污染特征

由表 2可知,3种屋面径流中颗粒相∑16PAHs质量浓度的几何均值为瓦屋面1033.6ng/L、沥青屋面 463.4ng/L、水泥屋面566.3ng/L,溶解相∑16PAHs的含量为瓦屋面277.3ng/L、沥青屋面 157.6ng/L、水泥屋面216.1ng/L,可见不同性质的屋面径流样品溶解相和颗粒相 PAHs质量浓度均为：瓦屋面＞水泥屋面＞沥青屋面.且在所研究的 3场次降雨事件的EMC中发现,3种屋面径流样品∑16PAHs质量浓度基本呈：瓦屋面＞水泥屋面＞沥青屋面.这说明不同性质的屋面径流中PAHs的含量是不同的,且瓦屋面径流中含量最高,这一结论与张科峰等［18］所得结论相悖,屋面径流中 PAHs主要来源于大气干湿沉降及屋面材料的分解或累积,瓦屋面由于使用年限较久,屋面材料老化严重,粗糙的表面极易附着大量的污染物,且雨水管道中残留着较多的污染物质等原因都导致瓦屋面中PAHs含量的增加,而沥青屋面的材质本应更易分解出含有 PAHs的污染物质,但由于本研究选取的沥青屋面建筑物使用年限较短,屋面抗风化破坏的能力较强,因此沥青屋面径流中PAHs含量较低.可见屋面使用年限对径流中污染物含量存在一定的影响.王和意等［19］在研究城市降雨屋面径流中同样发现屋面使用年载越长,径流中污染物浓度越高.

表2　屋面径流中PAHs的质量浓度（ng/L）Table 2　PAHs concentrations in roof runoff （ng/L）

表3　各次屋面径流中16种PAHs的EMC值和成分谱Table 3　EMCs and PAHs composition in roof runoff samples

由上述提及的3种屋面径流中颗粒相和溶解相∑16PAHs质量浓度的几何均值可知,颗粒相∑16PAHs含量均高于溶解相,且3种屋面径流中颗粒相PAHs占∑16PAHs（溶解相+颗粒相）的比例分别为：瓦屋面92.5%、沥青屋面74.6%、水泥屋面75.9%,由此可见颗粒相PAHs在屋面径流中存在较大比重.为进一步表明径流水体中PAHs多与颗粒物结合,引入污染物质在颗粒相-水相间的分配系数Kp（Kp=Cs/Cw；其中Cs为固相浓度,Cw为液相浓度）.根据计算公式,三场屋面径流PAHs在颗粒相-水相间的Kp值在2.7×104～7.3×106L/kg之间.显而易见屋面径流样品中PAHs以颗粒相为主,这与武子澜等［20］研究城市地表径流中PAHs主要以颗粒相为主的结论相同.

3.2屋面径流中PAHs的动态变化

本研究共采集 3次有效屋面径流样品,图1和图 2为选取的具有代表性的两场屋面径流中溶解相和颗粒相PAHs的质量浓度随降雨时间的变化特征（分别为2014-05-11、2014-07-12次降雨）.由图 1和图 2知,在整个径流过程中,2014-07-12次屋面径流中溶解相和颗粒相PAHs的质量浓度变化波动较2014-05-11次降水大,且浓度峰值较高,尤其是颗粒相表现的更加明显.这可能与两次降雨的降雨参数不同有关,2014-05-11次降雨为雨季前期常见的雨型,降雨量小、降雨强度低,对屋面污染物质的冲刷能力弱,导致径流中携带的污染物浓度较低,而2014-07-12次降水为短时强降水,为上海雨季常见雨型,降雨量大、强度大,强降水对屋面的冲刷严重,带走了雨前干期积累在屋面的污染物质,使得径流中 PAHs质量浓度较高.

这两次径流过程中,不同组分的 PAHs表现出相似的变化特征,即 PAHs浓度在降雨初期迅速升高并达到浓度峰值,随降雨进行,其浓度逐渐降低并趋于稳定.若在降雨过程中,污染物的浓度峰值出现在径流峰之前,则说明径流初期污染物的浓度较高,也就是存在浓度的初期冲刷效应［21］.由图1和图2可知,溶解相和颗粒相PAHs浓度峰值均出现在径流峰之前,表明屋面径流存在PAHs的浓度初期冲刷.污染物的初期冲刷过程较复杂,受降雨量、降雨强度、下垫面性质等多种因素的影响,2014-07-12次降水雨量、雨强均较大,在屋面径流中易出现初始冲刷,而 2014-05-11次降水雨量小但较均匀,前期较少的径流量携带了大量的 PAHs物质,从而径流过程出现较明显的初期冲刷.张巍等［22］在研究城市道路地表径流时发现,初始冲刷效应受到多种因素的影响,且在地表径流中并非是必然发生的.

图1　屋面径流中PAHs的质量浓度曲线和径流量曲线Fig.1　PAHs concentrations curves and run off　hydrographs

图2　屋面径流中PAHs的质量浓度曲线和径流量曲线Fig.2　PAHs concentrations curves and run off hydrographs

3.3屋面径流中PAHs的来源解析

不同分子量 PAHs浓度的比值常用于判断PAHs的来源,通常低分子量PAHs（2～3环,LMW）主要来源于石油类产品,高分子量 PAHs（4～6环, HMW）主要来源于草、木、煤等燃料不完全燃烧产生的.如表4所示,屋面径流中PAHs的LMW/ HMW 比值分布在 0.33～0.71之间,可见径流中PAHs主要来源于不完全燃烧.由于采样点位于居民区和文教区,所以屋面径流中 PAHs主要来源可能是化石燃料的不完全燃烧.

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

PAHs同分异构体具有相似的理化性质及相同的迁移分配行为,因此其比值也常用于对环境中的 PAHs进行源解析,本研究选用比值FLA/PYR对屋面径流进行初步判源,因FLA和PYR具有相近的物理化学性质,且热稳定性较好. 当FLA/PYR＞1, PAHs主要来源于燃料的高温燃烧；当FLA/PYR＜1, PAHs主要来源于石油源.3次屋面径流中PAHs的FLA/PYR比值列于表4,可见屋面径流中PAHs的FLA/PYR的比值均大于1,表明屋面径流中PAHs主要来源于燃料的高温燃烧,可能是由煤燃烧和交通尾气的排放产生的,这与上述LMW/HMW的比值所得结论相同.

为进一步分析屋面径流中 PAHs的来源,本文应用主成分分析-多元线性回归分析（PCAMLR）对 PAHs的来源进行定性定量解析.用SPSS软件对16种PAHs的径流数据进行主因子分析,所得正交旋转后的主因子载荷值见表 5,黑体显示为载荷值较高的因子.

由表可见,不同屋面径流样品中 PAHs通过主成分分析提取出2～3个主因子（瓦屋面为2个主因子,沥青和水泥屋面均为 3个主因子）,累积方差贡献率分别为 97.8%、87.9%、87.8%,基本可概括出污染物的主要来源.不同来源的 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是煤燃烧的特征指示物?［23,25-26］； ACE、ACY、FLO是石油泄露或挥发的特征指示物?［27］.

从表5可知,三种屋面径流样品中PAHs主成分1相似,BaA、CHR、B［b/k］F、BaP、IcdP、DahA、BghiP等中高环组分有较高的载荷,由 BghiP、BkF和IcdP是汽油或柴油的特征指示物,可以归为机动车排放源.瓦屋面径流中提取的主成分 2 中,ACY、PHE、ANT、FLA、PYR等低环组分有较高的载荷,其中PHE、ANT、FLA和PYR 是煤燃烧的特征指示物［23,25-26］,ACY是石油石油泄露或挥发的特征指示物［27］,因此主成分2可归为燃煤源和石油泄露或挥发混合源.沥青屋面和水泥屋面径流样品中主成分 2相似,PHE、FLA 和PYR具有较高载荷,由这3种单体的指示特征可知应归为燃煤源；主成分3中载荷高的单体成分不一致,沥青屋面中ACE、ACY、FLO载荷较高,为石油泄露或挥发源；水泥屋面中ACE、ANT载荷较高,其中 ANT不仅为煤燃烧的指示物,还是焦炉排放的指示物［28］,因此可归为炼焦和石油类挥发源.

以因子分析得到的标准化主因子得分变量为解释变量,标准化后的16种PAHs总量为被解释变量,进行多元线性回归,由此获得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.将屋面径流的回归方程列在表6中,各源的贡献率见表7.

表5　屋面径流中PAHs的因子载荷Table 5　Rotated component matrix of PAHs in roof runoff

由表7可以看出,三种屋面径流中机动车排放源和燃煤源的贡献率较大,这与采样点所在的功能区类型及距交通干道的远近有关.其中,瓦屋面径流中机动车排放源和燃煤/石油源贡献率相差不大,因为瓦屋面采样点位于居民区,且靠近交通干道,车辆往来较多；而沥青屋面和水泥屋面分别位于居民区和文教区,距交通干道较远,因此两者的机动车排放源贡献率相对瓦屋面略低.屋面径流中石油类泄露和挥发源的贡献率最小,这与屋面较高,石油类泄漏源难以在屋面累积有关,与韩景超等［30］研究的屋面径流中石油类泄露源贡献率最小为14.3%相似.本文与胡丹等［29］研究北京城区屋面径流中PAHs的主要来源相似,其中溶解相中机动车尾气贡献率为31.9%、煤类燃烧为39.6%,颗粒相中煤类燃烧贡献率为51.8%.

表6　∑16PAHs总量与主因子得分变量多元线性回归结果Table 6　Multiple linear regression of principle component scores against ∑16PAHs

表7　屋面径流中PAHs来源贡献率Table 7　Contribution of PAHs sources for roof runoff

3.4生态风险评价

BaP是 PAHs中最强的致癌物质之一,国内外许多学者常以BaP为参考物,用各种PAHs单体相对BaP的毒性当量因子（TEF, toxicequivalency factor）来分析PAHs的当量浓度（TEQPAHs, toxic equivalent concentration）,并进行PAHs健康风险评价.其公式如下：

式中：Ci是第i种PAH的质量,TEF为毒性当量因子［31］.

经计算得屋面径流中PAHs毒性当量浓度为6.08～16.86ng/L,我国于 2002年公布的国家标准《地表水环境质量标准 GB3838-2002》［32］中规定,BaP的含量限值为 2.8ng/L,可见屋面径流中TEQ浓度超过我国标准,最高值超过标准的5倍,对环境中 BaP的输入存在一定的贡献,应引起足够的重视.其中瓦屋面径流中 TEQ为 9.22～ 16.86ng/L,远高于沥青屋面（6.08～9.40ng/L）、水泥屋面（6.71～8.15ng/L）,可见使用年限较久、屋顶材料易于腐蚀的屋面径流中PAHs的生态风险较高.

4　结论

4.1屋面径流中溶解相16种PAHs的质量浓度范围为33.9～581.5ng/L,颗粒相为134.6～ 27528ng/L；不同类型的屋面径流中 PAHs组分具有明显的相似性,均以 3～4环为主,BaP的 EMC值为 17.4～ 378.5ng/L,超过我国规定的污水中BaP最高允许排放浓度值为30ng/L的标准.屋面径流样品中PAHs主要以颗粒相为主,三种屋面径流PAHs污染大小依次为：瓦屋面＞水泥屋面＞沥青屋面,屋面使用年限对污染物浓度存在一定影响.

4.22014-07-12次屋面径流PAHs质量浓度变化波动较 2014-05-11次降水大,浓度峰值较高,降雨量、降雨强度是导致质量浓度变化产生差异的两个重要因素；两次降水溶解相和颗粒相PAHs浓度峰均出现在径流峰之前,表明屋面径流存在 PAHs的浓度初期冲刷；屋面径流中溶解相PAHs以3～4环为主,高环组分含量低,而颗粒相PAHs以4～6环组分为主,这与高环PAHs组分的物理性质有关.

4.3应用比值分析及主成分-多元线性回归分析对屋面径流 PAHs进行源解析,得出瓦屋面径流中PAHs的主要来源为机动车排放源（56.4%）、燃煤源（43.6%）；沥青屋面和水泥屋面径流中PAHs来源具有相似性,其中机动车排放源和燃煤源的贡献率最大,而石油类泄露和挥发源的贡献率最小,分别为15.4%、13.6%.

4.4屋面径流中 PAHs毒性当量浓度为 6.08～ 16.86ng/L,超过我国规定的标准限值（2.8ng/L）,最高值超过标准的5倍,对环境中BaP的输入存在一定的贡献,应引起足够的重视.

［1］ 陆怡诚,纪桂霞,吕天恒,等.城市屋面雨水初期径流污染特征与规律研究 ［J］. 水资源与水工程学报, 2011,22（4）：85-88.

［2］ 纪桂霞,王平香,邱卫国.上海市屋面雨水水质监测与处理利用方法研究 ［J］. 上海理工大学学报, 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］ Förster 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］ 黄金良,杜鹏飞,欧志丹,等.澳门屋面径流特征初步研究 ［J］. 环境科学学报, 2006,26（7）：1076-1081.

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

［8］ 董欣，杜鹏飞，李志一,等.城市降雨屋面、路面径流水文水质特征研究 ［J］. 环境科学, 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］ 张杏娟,程方,王秀朵.天津平顶沥青屋面径流雨水污染特征分析 ［J］. 天津城市建设学院学报, 2011,17（3）：212-215.

［12］ 欧阳威,王玮,郝芳华,等.北京城区不同下垫面降雨径流产污特征分析 ［J］. 中国环境科学, 2010,30（9）：1249-1256.

［13］ 欧浪波,胡丹,黄晔,等.北京城区屋面径流中 PAHs的初期冲刷效应 ［J］. 环境科学, 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中华人民共和国污水综合排放标准 ［S］.

［18］ 张科峰,傅大放,李贺.不同屋面雨水径流中PAHs污染特性对比分析 ［J］. 东南大学学报, 2012,42（1）：99-103.

［19］ 王和意,刘敏,刘华林,等.城市降雨屋面径流污染分析和管理控制 ［J］. 长江流域资源与环境, 2005,14（3）：367-371.

［20］ 武子澜,杨毅,刘敏,等.城市高架桥降雨径流多环芳烃（PAHs）污染特征及其生态风险评价 ［J］. 生态环境学报, 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］ 张巍,张树才,岳大攀,等.北京城市道路地表径流中 PAHs的污染特征研究 ［J］. 环境科学学报, 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,欧浪波,黄晔,等.北京城区屋面径流中 PAHs的污染特征与来源解析 ［J］. 生态环境学报, 2010,19（11）：2613-2618.

［30］ 韩景超,毕春娟,陈振楼,等.城市不同下垫面径流中 PAHs污染特征及源辨析 ［J］. 环境科学学报, 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中华人民共和国地表水环境质量标准 ［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

国家自然科学基金资助项目（41130525,41371451, 41101502）

葛荣荣（1990-）,女,山东德州人,华东师范大学地理科学学部地理科学学院硕士研究生,主要从事城市多界面环境过程研究.发表论文1篇.