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工程21(2023)115研究环境工程―文章近20年来中国土壤中多环芳烃含量下降与能源结构夏兴辉a,刘雅楠a,b,#,张振瑞a,席楠楠a,鲍家傲a,杨志峰c北京师范大学环境学院水沙科学教育部重点实验室水环境模拟国家重点实验b北京大学城市与环境学院地表过程实验室,北京100871c广东工业大学环境与生态工程研究所城市群环境安全与绿色发展教育部重点实验室,广东广州510006阿提奇莱因福奥文章历史记录:收到2021年2021年11月7日修订2021年11月15日接受2022年2月26日在线提供保留字:多环芳烃土壤炭黑环境污染能源结构可持续发展A B S T R A C T中国在过去几十年的快速发展和工业化的同时,为防治环境污染做出了巨大努力。然而,这些全国性的措施,如能源结构调整,对土壤中的污染物残留的影响还没有得到很好的量化。多环芳烃(PAH)污染是全球关注的主要问题,PAH排放与能源结构有关因此,我们推测中国能源结构的调整可能会降低土壤中多环芳烃的含量为了验证这一假设,我们在54个土壤采样点测量了16种美国环境保护署(US EPA)优先考虑的多环芳烃化合物(R16PAHs)的浓度2008年和2019年在北京举行,并在过去两年中编制了全国1704个土壤采样点的数据几十年结果表明,R16多环芳烃浓度沿城市-郊区-农村-背景梯度下降当GRP达到一定水平时达到稳定状态。近20年来,中国各地R16多环芳烃的平均浓度呈下降趋势,其中北京地区的总有机碳(TOC)从2008年的22.7lg·g-1显著下降到2019年的10.0lg·g-1. 源识别分析表明,土壤中多环芳烃的减少趋势是由于煤炭、焦炭和一些石油,以及中国电力和天然气等清洁能源消费的增长。本研究表明,调整能源结构对降低土壤中多环芳烃浓度、改善土壤环境质量具有重要作用©2022 The Bottoms.由爱思唯尔有限公司代表中国工程院和高等教育出版社有限公司出版。这是一篇CC BY-NC-ND许可(http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/)中找到。1. 介绍社会和经济发展直接影响到人类的健康和长期生计[1由于全球可持续发展的紧迫性日益增加,一个高级别的全球可持续发展小组发布了一份报告,建议世界采用一系列可持续发展目标(SDG),以实现经济发展、社会包容和环境可持续性[4]。在过去的几十年里,中国经历了快速的发展和工业化[5],中国面临的挑战是在不降低环境质量的情况下保持经济的高速增长。*通讯作者。电子邮件地址:xiaxh@bnu.edu.cn(X. Xia)。#这些作者对手稿的贡献相等。在20世纪末,由于各种环境污染物经常被检测到,并且某些污染物的浓度相对较高,因此人们的心理素质受到了影响[6因此,在过去20年里,为减轻各种环境风险而作出的努力得到了加强。例如,在中国,国家和地方各级都给予了极大的关注,并正在采取行动来防治大气污染[11,12]。作为这些努力的一部分,一系列法律法规得到执行,在空中保护方面发挥着至关重要的作用[11,13]。例如,蜂窝式焦炉(BCO)会导致苯并[a]芘(BaP)的大量排放,这是一种典型的致癌多环芳烃(PAH)指标,于1996年被煤炭法禁止,并于2011年被淘汰[14因此,与来自BCO的BaP相关的累积额外非职业性肺癌病 例 从 1982 年 的 9290 ( ± 4300 ) 例 减 少 到 2015 年 的 3500 ( ±1500)例[22]。在很大程度上,https://doi.org/10.1016/j.eng.2021.11.0232095-8099/©2022 THE COMEORS.由爱思唯尔有限公司代表中国工程院和高等教育出版社有限公司出版这是一篇基于CC BY-NC-ND许可证的开放获取文章(http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/)。可在ScienceDirect上获得目录列表工程杂志首页:www.elsevier.com/locate/engX. Xia,Y.Liu,Z.Zhang等人工程21(2023)115116空气动力学直径不大于2.5lm(PM2. 5),CO,黑碳和汞暴露浓度大幅下降,这是由于烹饪燃料的快速转变和向清洁燃料类型的转变[23,24]。近几十年来,还采取了改善土壤质量的行动。土壤环境安全已被视为新世纪前10- 20年国家环境安全的重点领域之土壤环境监测技术逐步规范化[26]。已完成国家和地方土壤调查和监测工作[27]。国务院于2016年印发《土壤污染防治行动计划》[28],备受关注。然而,这些全国性措施对表土中重要污染物残留量的影响尚未得到很好的量化。上述改善空气和土壤质量的一些行动,如能源结构调整,包括烹饪燃料的过渡和焦炉的升级,可以减少多环芳烃的排放[22],这些多环芳烃在环境介质中无处不在(例如,空气、水、土壤和沉积物)[29由于其对人类和动物的潜在致癌、致畸和致突变作用[31-土壤是其他环境介质中多环芳烃的重要汇,因为多环芳烃具有稳定的化学结构和高疏水性[38]。因此,推测中国能源结构调整可能会降低土壤中多环芳烃的含量。为了验证这一假设,我们收集并整合了Web of Science(WoS)和中国知网(CNKI)两个数据库中近20年来中国表层土壤中多环芳烃的监测数据,采用文献计量学方法研究了中国表层土壤中多环芳烃的时空分布特征。共引用有效文献326篇,整理了1704个采样点的信息。分析了全国范围内多环芳烃的空间分布和组成,探讨了代表性的社会经济因素(人均地区生产总值(GRP)和人口密度)对多环芳烃累积的影响。分析了典型区域(辽宁工业区、京津冀城市群、珠江三角洲城市群)和地理区域近几十年来多环芳烃浓度的变化此外,还在2008年和2019年进行了长期土壤恢复调查,以调查北京市多环芳烃的变化同时,分析了土壤中多环芳烃浓度和来源变化与国家能源结构调整的相对一致性,为下一步能源结构优化提供启示。2. 方法2.1. 近20年在这项研究中,文献计量学被用来收集全国各地的土壤多环芳烃浓度的数据。在WoS和CNKI中检索关键词“中国”、“土壤”和“PAH”,选择2000 - 2020年发表的文献。从文献中获得的目标信息包括采样时间、采样地点、EPA和每种单体的浓度。最后,共获得有效参考文献326篇,并收集了1704个采样点的信息。每个采样点的详细信息见附录A。为了保证数据的有效性和合理性,有必要对检索到的文献数据进行筛选。原则如下:第一,数据要有代表性。例如,为了反映一个区域的总体PAH浓度水平,应消除工业区和交通路线附近的严重点源污染数据。第二,数据来源必须可靠和可比。例如,多环芳烃的分析方法应该是权威的或公认的标准化方法[39],化学分析包括紫外或荧光高效液相色谱法(HPLC)和气相色谱质谱法(GC/MS)。本研究采用两种方法确定采样点的坐标:①如果参考资料提供了采样点的详细名称和地理坐标,则通过直接获取法获得地理坐标;②通过名称倒置法获得地理坐标[40]。在这种情况下,使用GPSspgy获取采样点的纬度和经度。2.2. 北京市近几十年我们于2008年及2019年在北京采集土壤样本。采样点远离工厂、企业、主干道和其他点源,包括3种土地利用类型:城市花园草坪、郊区农田和农村农田及山地草甸。这些地点尽可能在北京统一分布。2008年,采集了54个表土样本(0-30 cm;详细信息见附录A)在北京地区采集,其中农村采集35份,郊区采集9份,城区采集10份。利用全球定位系统(GPS)对这些采样点进行定位。 2019年,我们对2008年研究的采样点进行了重复采样。除了十年后同一采样点的坐标保持一致外,我们还确保了采样点周围的土地利用类型没有变化。在过去十年中,总共收集了108个样本将土壤样品在室温(约25 °C)下风干,然后通过2mm筛以除去根和石头。在使用我们先前工作中描述的方法进行预处理后,使用元素分析仪(Vario El,Elementar Analysensysteme GmbH,Germany)测定土壤样品的总有机碳(TOC)和黑碳(BC)[41]。介绍了16种美国EPA优先监测的多环芳烃样品的前处理方法(萘(Nap),苊烯(Acy)、苊(Ace)、芴(流感),菲(Phe)、蒽(Ant )、荧蒽(Fla),芘(Pyr),苯并[a]蒽(BaA ),chrysanthemum苯并[b]荧蒽(BbF),苯并[k]芴(BkF),BaP,indeno[1,2,3-cd]pyrene(Ind)、二苯并[a,h]蒽(DahA)和苯并[g,h,i]二萘嵌苯(BghiP))如先前研究中所述进行[42,43]。简而言之,将空气干燥和均质化的土壤样品称重,掺入氘代PAH作为 回 收 标 准 ( Nap-d8 、 Ace-d10 、 Phe-d10 、 Chr-d12 和 Pyr-d12),并通过加速溶剂萃取(ASE)用混合溶剂(己烷/二氯甲烷,1:1(v/v))萃取。使用旋转蒸发器浓缩后,使用氧化铝/二氧化硅柱净化提取物,并用1:1己烷/二氯甲烷(v/v)洗脱。该洗脱液采样点的ber,土壤类型,采样点的土地利用类型美国控制的16种优先多环芳烃的总浓度yhttp://www.gpsspg.com/maps.htm。X. Xia,Y.Liu,Z.Zhang等人工程21(2023)115117··990)n g·-1g(dwP·P进一步浓缩至500 μ L的最终体积,并在仪器分析前加入间三联苯作为内标。16种优先多环芳烃的定量使用Varian 3800气相色谱-直径为0.25mm,膜厚度为0.25μm详细的仪器测定参数在我们的预-研究[43]。所有多环芳烃进行了分析,在选定的反应监测模式,使用两个最高的特征前体离子/产物离子的过渡对。内标的相关系数与内标的相关系数16种多环芳烃的标准曲线(5-高于0.99。土壤中16种多环芳烃的方法回收率均在100%~ 100%之间。从79.8%提高到102.0%。PAH分析的检测限(LOD)为0.12至0.80ng g-1。每批20个样品依次运行程序空白,发现空白中的PAH浓度低于检测限。16种多环芳烃的总浓度表示为R16多环芳烃。非-归一化和TOC归一化PAH浓度以干重(dw)和总有机碳(TOC)计分别为n g·g-1和1g·g-1。2.3. 数据处理采用单样本使用选择0.05的显著性水平进行检验。非林-对 R16PAH和单位GRP之间的相关性进行了分析。在本研究中,Microsoft Office Excel 2016用于数据收集和整理。采用美国IBM公司SPSS20.0统计软件进行数据检验和分析.利用地理信息系统软件ArcGIS 10.2(Esri,USA)绘制空间分布图。其他绘图工作采用科学绘图和数据分析软件OriginPro 9.1(OriginLab,USA)。2.4. 多环芳烃来源分析多环芳烃诊断比值,包括Fla/(Pyr + Fla )和Ant/( Phe +Ant),用于识别表土中多环芳烃的来源[44]。根据Yunker等提出的PAH异构体比例原理,[45],Ant/(Phe + Ant)比值0.10通常被认为是石油来源的指示,而比值> 0.10则表明燃烧来源占主导地位对于石油来源,Fla/(Pyr + Fla)的比率低于0.40,并且在0.40和0.50之间的比率表明液体化石燃料(车辆和原油)燃烧,而比率> 0.50表明草、木材或煤燃烧。3. 结果和讨论3.1. 中国土壤中多环芳烃的空间分布特征土壤中多环芳烃的总浓度如图所示。 1(a)根据2001-2019年期间全国各地汇编的数据。正态性检验表明,不同采样点的多环芳烃总浓度(R16)服从对数正态分布(a = 0.05)(表S1和S2;图2和图3)。附录A中的S1和S2)。在各种环境介质中的微污染物中,这种分布已被反复记录[46,47]。因此,PAH con-在国家一级,中心用几何平均数和几何标准差表示。在2001年至2019年调查的土壤中,16种多环芳烃共检出336种(95%符合)。P16多环芳烃的平均值为874(95%CI为759 ~ 454)ng g-1(dw),平均值为1704(95%CI为219 ~ 454)ng g-1(dw)。16种多环芳烃单体在土壤中的浓度大小顺序为4环> 5环> 3环> 6环> 2环,其中2 ~ 3环、4环和5 ~ 6环多环芳烃占28%,Fig. 1. (a)2001-2019年中国土壤中多环芳烃的空间分布,(b)各多环芳烃单体的组成,(c)不同地理区域16种多环芳烃的比较,(d)不同类型采样点。胡焕庸线是中国在人口和发展方面大致划分为东部和西部的地理界限每个采样点的详细信息见数据集S1。X. Xia,Y.Liu,Z.Zhang等人工程21(2023)115118·····中p16P35%和37%,这与中国的PAH排放特征不同,中国的相应比例分别为70%,19%和11%[48]。高分子量(HMW)多环芳烃在土壤多环芳烃组成剖面中所占比例大于在多环芳烃排放剖面中所占比例。sion profile. 这种差异是由多环芳烃的物理化学性质。由于挥发性更强,来源排放的低分子量(LMW)多环芳烃倾向于以气相存在,在大气中容易发生光化学降解,而高分子量多环芳烃则处于颗粒相,难以降解[49]。鉴于表土中90%以上的多环芳烃负荷来自大气中颗粒物的干湿沉降[50],预计表土中高分子量多环芳烃的百分比将高于多环芳烃排放概况所显示的百分比。以胡焕庸线为分界线,中国东部地区高度发达,人口密集,西部地区欠发达,人口稀少。的R16东部土壤中的PAH(平均值,889(95% CI,767至1011))ng g-1 dw)高于西部土壤(平均值为472 ng g-1; 95% CI为341 - 604 ngg-1 dw)(图1(c))。此外,背景土壤、农村、郊区和城市土壤中总PAH浓度存在显著差异(p <<0.01),总体浓度沿城市-郊区-农村梯度下降。PAH最高浓度为861(95%CI,784 ~ 938)ng·g-1 dw,城市土壤次之,为542(95%CI,468 ~ 616)ng·g-1dw郊区土壤为362(95% CI,304至420)ng g-1 dw,背景为5.81(95% CI,4.3至7.3)ng g-1dw(图1)。 1(d))。为探讨土壤多环芳烃空间分布格局的驱动因素如图2(a)和图2(b)所示。结果表明,随着化石能源消耗量的增加,各省市土壤中多环芳烃(包括总多环芳烃、高分子量多环芳烃(4 ~ 6环)和低分子量多环芳烃(2 ~ 3环))的浓度均呈上升趋势,说明化石能源消耗是控制土壤中多环芳烃浓度的主要因素。此外,表层土壤中的多环芳烃(包括总多环芳烃、高分子量多环芳烃和低分子量多环芳烃)浓度与单位面积GRP之间的关系符合二次函数,相关系数r2= 0.51(图1)。 2(b)和图。 S3)。随着单位面积GRP的增加,PAH浓度先增加,但当单位面积GRP达到一定水平时,PAH浓度趋于稳定。北京和天津位于顶点附近,而上海位于抛物线顶点的右侧。北京、天津和上海都是非常发达的城市。各省市PAH累积量与单位面积工业产值之间也存在类似关系(图2(c))。这种向下开口的二次函数表明,当经济增长到一定水平时,由于能源结构改革和能源效率的提高,PAHs的排放量不会增加,甚至会随着GRP和工业产出的增加而减少。图二. 多环芳烃与(a)单位面积化石能源消耗,(b)单位面积GRP,(c)单位面积工业产出,(d)人口密度点代表每个省的测量数据,以及土壤的平均值(点)和标准误差(SE;误差条)分析中使用了2001年至2019年编制的16种红线表示拟合结果。X. Xia,Y.Liu,Z.Zhang等人工程21(2023)115119········P16P16此外,PAH浓度也首先随着种群密度的增加而增加,然后当种群密度达到一定水平时达到平台(图2(d))。这种关系可能是因为发达城市或省份总是有高人口密度和高GRP和工业产出。上述结果还表明,土壤中的多环芳烃浓度受区域人类活动的影响很大一些研究表明,在相对较大的研究区域中,人口和国内生产总值比TOC效应更能反映土壤PAH浓度的区域差异[513.2. 近几十年来全国土壤PAH浓度的变化为研究全国土壤多环芳烃浓度的变化,将文献中收集的土壤多环芳烃浓度按采样年份分为2001-2005年、2006- 2010年、2011-2015年和2016-2019年4个时期进行整理和分类虽然四个时期的土壤样品中多环芳烃的浓度没有显著差异,但中国表层土壤中的平均R16多环芳烃浓度呈现出下降的趋势从2001-2005年的905纳克·克-1干重增至2006年的679纳克·克-1干重的趋势2010年为596纳克·克-1干重,2011-2015年为596纳克·克-1干重2017年(图3(a))。此外,还调查了2001-2005年和2011-2015年之间城市、郊区和农村土壤中PAH浓度的变化虽然在这两个时期之间没有观察到统计学上的显著差异,但城市土壤的平均PAH浓度从2001-2005年的1372 ng g-1dw此外,我们选择了三个典型区域,包括京津冀地区集群,辽宁工业基地和珠江三角洲城市群,研究了2001-2005年和2011-2015年城市,郊区和农村表层土壤中PAH浓度的变化(图1 - 2)。3(c-e))。这两个时间段的采样点实现了这三个地区的城市(附录A中的图S4)、郊区(附录A中的图S5)和农村样本(附录A中的图S6)的基本地理结果表明,土壤表层中的R16多环芳烃京津冀地区集群从2008年的2001-2005年期间为 1,527纳克-1(干重),2011-2015年期间为1,206纳克-1在辽宁工业基地的农村地区注意到图三. (a)全国土壤多环芳烃的时间变化;(b)2001-2005年至2011-2015年期间中国城市、郊区和农村土壤中多环芳烃的变化;以及2001-2005年至2011-2015年期间中国三个典型区域(c)城市、(d)郊区和(e)农村表层土壤中P16多环芳烃的变化。X. Xia,Y.Liu,Z.Zhang等人工程21(2023)115120·············2001-2005年珠三角城市群郊区、农村土壤中R16多环芳烃含量然而,子-2001-2005年至2011-2015年,辽宁工业基地禁区和珠江三角洲城市群城区的多环芳烃浓度略有上升3.3. 近几十年城市土壤中多环芳烃的浓度受多环芳烃输入输出平衡的控制。如果没有点源污染的邻居,大气沉降是土壤中多环芳烃的主要输入途径[43]。土壤中多环芳烃的输出途径包括挥发、降解、植被吸收和淋溶[54,55],这些途径受气候影响。因此,气候变化会影响土壤中多环芳烃的输出。先前的一项研究表明,气候变暖(温度升高2.5 °C)可加速土壤中多环芳烃的输出过程,并可能使大韩民国土壤中单个多环芳烃的浓度平均降低6%[56]。在过去的20年里,中国的气温仅上升了约0.40 °C [57];因此,变暖对土壤多环芳烃的影响可能小于6%。从2001-2005年(905 ng g-1 dw)到2016- 2017年(517 ng g-1 dw),中国土壤中多环芳烃浓度下降了因此,化石能源消耗和能源结构的影响导致大气中多环芳烃沉降量的变化是导致中国土壤中多环芳烃变化的主要原因在全国范围内,Ant/(Ant + Phe)比值从2001-2005年期间的0.173(95% CI,0.147 - 0.199)增加到0.252(95% CI,0.147 - 0.199)。2011-2015年期间这一结果表明,生物质和燃煤一直是土壤中多环芳烃的主要来源。燃烧生物质,包括秸秆和薪材,排放系数低于煤。例如,中国农村常用煤中16种EPA优先多环芳烃的排放因子(EF)从6.25至253.00 mg kg-1[58]。秸秆和薪柴燃烧的总排放因子分别为23.6-如附录A中图S8所示,近几十年来,全国煤炭、石油燃料等能源消费比重明显下降,而天然气、一次电力等清洁能源比重不断上升。相应地,多环芳烃的排放量也大大减少. 2007年中国PAH排放总量估计约为106000吨[16],2016年减少到约32720吨[60]。作为一个结果-结果表明,随着煤炭和石油能源消耗比例的降低以及清洁能源比例的增加,中国表层土壤中多环芳烃的含量呈下降趋势。 4). 在辽宁工业基地郊区和珠江三角洲城市群城区等部分区域,土壤中PAHs含量略有增加,这可能与区域经济发展所带来的能源结构的特殊变化有关3.4. 北京地区土壤多环芳烃含量变化为验证20年来北京市土壤多环芳烃(PAH)浓度随全国能源结构调整而呈下降趋势,根据北京市土壤PAH浓度的变化趋势,分析了北京市土壤PAH浓度在20年来的变化趋势。见图4。2000 - 2019年中国土壤多环芳烃变化与能源消费结构变化的相关性。(a)多环芳烃总量与煤炭和石油消费量的相关性;(b)多环芳烃总量与清洁能源消费量的相关性。数据来自《中国统计年鉴》。2008 年 和 2019 年 北 京 市 54 个 恢 复 点 土 壤 多 环 芳 烃 实 测 值 ( 图 5(a))。北京市R16多环芳烃的平均值从2008年的22.7lgg-1TOC(95%CI,15.1-30.3)降至2019 年的TOC 为10.01gg-1(95%CI ,6.5至13.5)(p<0.01,图 5(b)),减少了约56%。此外,2008年以来城市、郊区和农村土壤中的PAH浓度到2019年进行了调查(图)。 5(c))。城市郊区和农村地区的平均R16多环芳烃含量从23.5lgg-1TOC(95%CI ,9.4-37.5)显 著 下 降 到10.4lgg g-1TOC(95%CI,2.6-18.3),从13.11gg-1TOC(95%CI,8.0至18.1)至6.11gg-1TOC(95%CI,8.0至18.1)城市地区的平均R16多环芳烃含量从55.5lgg-1TOC(95%CI,24.3-86.7)下降到23.1lgg-1TOC(95%CI,8.4-86.7),37.8.在过去的十年里3.5. 北京地区土壤多环芳烃含量变化原因分析为探讨北京市土壤中多环芳烃的来源变化,对2008年和2019年北京市土壤中多环芳烃单体浓度比值进行了分析。 如图 S7,Fla/(Fla+ Pyr)比值从2008年的0.624(95% CI,0.586至0.662)降至0.532(95% CI,0.489至0.662)。2019 年 , Ant/ ( Ant + Phe ) 比 值 从 0.178 ( 95%CI , 0.134 至0.223)下降至0.144(95%CI,0.103至0.185)。这一结果表明,北京市土壤中多环芳烃的主要来源正在由煤/生物质燃烧向化石燃料燃烧转变附录A中的图S9显示,北京的煤炭消费量(消耗最多的能源)从2008年的75073. 8吨大幅下降至2019年的5 008. 1吨在同一时期,X. Xia,Y.Liu,Z.Zhang等人工程21(2023)115121图五. (a)北京采样点的地理分布,(b)北京TOC标准化PAH浓度的变化,以及(c)2008年和2019年北京三个典型区域(城市,郊区和农村)。焦炭消费量降至零。这可能是煤和生物质燃烧不再是多环芳烃主要来源的最直接和最重要的原因。在所有消费的石油中,原油和柴油的消费量在2010年后波动下降;汽油和煤油的消费量逐年上升;燃料油的消费量下降,其消费总量最低。总的来说,石油的消耗量没有像煤那样减少。这是北京土壤中多环芳烃的来源正在从煤/生物质燃烧转向石油燃烧的原因之一最后,煤炭和部分石油消费的急剧下降以及电力和天然气等清洁能源消费的增加,导致北京表层土壤中PAH浓度在过去10年中有所下降北京地区土壤中黑碳含量的变化趋势与北京地区R16多环芳烃含量的变化趋势基本一致,过去十年 如图 6、土 壤 中 黑碳含量在过去的十年里,城市、郊区和农村地区的死亡率都在下降。这进一步说明北京市地表土壤中PAHs的含量随着燃烧源的减少而减少。由于北京市在政策引导下率先进行能源结构调整,北京市土壤PAHs的削减幅度(10年来为56%)高于中国大陆(20年来为43%)。3.6. 改善我国土壤环境质量的启示由于不同时间的采样可能会受到PAH浓度空间差异的显著影响,见图6。2008年和2019年北京城市、郊区和农村表层土壤黑碳(BC)浓度变化。测定技术也可能带来不确定性。这些影响可以补偿土壤中但是,我们检查了经纬度坐标和土地利用类型,以使采样点的位置在不同的采样时间尽可能一致此外,不同样品中多环芳烃的分析方法具有结果显示,无论是否从大的地理区域(例如,国家、城市、郊区和农村)或来自小的典型区域(例如, 京津冀地区、辽宁工业基地、珠江三角洲城市群和北京),中国表层土壤中的PAH浓度在过去几十年中总体呈下降趋势。通过对近10年来我国土壤中多环芳烃诊断比值和能源消费构成的变化分析,揭示了我国土壤中多环芳烃浓度对能源结构调整的响应。据报告,其他环境介质中例如,中国污泥中的多环芳烃浓度也呈下降趋势,从1998-2000年的15 700 ng·g-1dw此外,在黄色中观察到的R16PAHs海和南海沉积物柱样显示减少20世纪80年代末至2007年的趋势[62]。根据我们的研究结果和这些证据,可以肯定的是,由于中国能源结构的调整,多环芳烃的排放量正在下降,导致环境中多环芳烃浓度呈下降趋势应开展更多的研究,研究能源结构调整对环境质量的影响以及对碳排放的影响。此外,还有许多其他污染物,特别是一些新兴的污染物,与能源结构的关系不如多环芳烃密切;未来应进行进一步的研究以减轻这些污染物。致谢本工作得到了国家重点研发计划(2017YFA0605000)和国家自然科学基金(52039001)的资助。遵守道德操守准则Xinghui Xia、Yanan Liu、Zhenrui Zhang、Nannan Xi、JiaaoBao和Zhifeng Yang声明他们没有利益冲突或财务冲突需要披露。X. Xia,Y.Liu,Z.Zhang等人工程21(2023)115122附录A.补充数据本文的补充数据可在https://doi.org/10.1016/j.eng.2021.11.023上找到。引用[1] 作者:J.J. 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