广州不同地表下垫面对暴雨径流PAHs含量的影响特征

吴巧花，陈步峰，裴男才，史欣

中国林业科学研究院热带林业研究所，广东 广州 510520

在全球气候变化背景下，台风暴雨的强度、频度和持续时间都呈上升趋势，危害性增强（Holland et al.，2007；Bender et al.，2010）。暴雨冲刷城市地表，携带下垫面大量的污染物进入水体，形成城市地表水面源污染，严重危害城市水环境（Brezonik et al.，2002；Wu et al.，2017；De et al.，2017）。暴雨的增多增强，加剧了地表水污染的危害性。多环芳烃（PAHs）作为一类持久性有机污染物，广泛存在于环境中（水体、气体、土壤、生物），具有半挥发性、残留性和生物蓄积性，尤其四环以上PAHs具致癌、致畸、致突效应，对人类健康及生态系统造成严重威胁。随着城市化发展，城市不透水垫面不断增加，人类在工业生产和生活中排放的 PAHs日益增多等问题，使径流污染成为城市水质恶化的重要原因（Hoffman et al.，1984；Brezonik et al.，2002；Wang et al.，2015；Zhang et al.，2017）。

近些年，国内外学者针对城市不同地表垫面中径流PAHs污染进行了研究，他们主要将城市的不同材质地表垫面结合功能区的划分进行分析。有研究表明，降雨径流中PAHs主要来源于机动车尾气、轮胎摩擦、燃油、润滑油及道路垃圾等（Brown et al.，2006）。按功能区划分，城市地表径流PAHs污染情况大致为交通路面＞小区、校园及广场路面＞草地垫面（Jiries et al.，2003；武子澜等，2014；谢继锋等，2015）。有关城市森林对降雨径流污染的作用研究，国内只有少量的报道（Chen et al.，2015；潘勇军等，2004；闫文德等，2006）；按不同材质垫面类型的分析，一般都掺杂着不同功能区和污染源，鲜有在同一环境下分析不同材质垫面对径流污染影响的研究。

本研究在广州市帽峰山选择 3种类型下垫面（沥青、水泥、草地），以及帽峰山2种类型森林生态系统，通过对帽峰山林区一年的暴雨、不同地表暴雨径流，以及森林生态系统水文过程中PAHs污染特征进行分析，揭示不同下垫面及森林生态系统对暴雨产流中PAHs含量的影响；同时监测市区暴雨中PAHs质量浓度，解析林区、市区暴雨中PAHs的含量差异，为合理开展城市极端降雨（暴雨）天气下，城市地表径流面源污染防控提供科学依据。

1 试验地概况与试验方法

1.1 试验地概况

本研究的主要监测点在广州市帽峰山森林公园，辅助监测点为市区——中国林业科学研究院热带林业研究所（仅监测暴雨中PAHs质量浓度）。帽峰山位于广州市东北部（坐标为 23°16′～23°19′N，113°22′～113°29′E），距市区约 25 km，面积 6600 hm2。帽峰山年平均气温约21.0 ℃，平均降雨量约1800 mm，平均相对湿度约70%，干湿季分明，土壤类型为赤红壤，成土母岩主要为花岗岩。帽峰山森林植被类型以南亚热带季风常绿阔叶林为主，有少量杉阔混交林。对试验区内的两种林型进行林分调查，常绿阔叶林为 50 a次生林，林分郁闭度为0.85，平均胸径22.8 cm，平均树高22.5 m，乔木层树种主要有短序润楠（Machilus breviflora）、中华锥（Castanopsis chinensis）、荷木（Schima superba）、黄樟（Cinnamomum porrectum）、山乌桕（Sapium discolor）、黎蒴（Castanopsis fissa）；灌木层有：银柴（Aporusa dioica）、九节（Psychotria rubra）、猪肚木（Canthium horridum）等。杉阔混交林为人工林，林龄27 a，林分郁闭度为0.78，平均胸径14.2 cm，平均树高 11.0 m，主要树种有杉木（Cunninghamia lanceolata）、山乌桕（Sapium discolor）、九节（Psychotria rubra）、银柴（Aporusa dioica）等。

本试验基于帽峰山定位站水文试验观测场，所有试验点间距离在5 km内，基本不受区域降雨不均匀性影响。

1.2 样品采集

采样时间为2016年6月—2017年6月，共记录与收集10场次暴雨。

暴雨采集：在间隔25 km的市区（中国林业科学研究院热带林业研究所）及帽峰山林区（定位站区），分别设置暴雨定位观测区，每区点设置 Data Logging RG3-M自动雨量计、1 m2水收集容器（放置于空旷地，林区于林外收集），观测雨量数据，收集暴雨水样，送至实验室检测 PAHs。由于市区雨量计遭到损坏，市区降雨量数据缺失。

穿透水采集：在常绿阔叶林中设置1 m2水收集容器，置于郁闭较好的林下，采集样品。

地表径流采集：在帽峰山定位实验区内，设置水泥、沥青地表、草被地表径流场（种植细叶结缕草 Zoysia tenuifolia）（每个面积 6～9 m2）；长期观测的2种森林类型（常绿阔叶林、杉阔叶混交林）的坡面地表径流场（每个10 m×20 m），二者的坡向皆为南，中坡位，土壤类型为红壤，阔叶林坡度31°，海拔约270 m，混交林坡度33°，海拔约280 m。暴雨后在分流池中采集水样。

总径流采集：利用定位站长期观测的阔叶林和杉阔混交林集水区设定的V形溢流堰，进行采样。

水样采集方法：根据水文研究标准体系，根据发生大雨、暴雨及大暴雨的采样需求进行采样。采样时间：发生暴雨、大暴雨后，各样点采样时间尽量一致。采样器皿：洗净的1 L棕色玻璃瓶，采前用水样润洗2～3次后，将瓶口伸入水面10 cm下，装满后在水下盖上盖子。样品处理：采集样品迅速放入4 ℃保温采样箱内，3 h内带回实验室检测。

1.3 分析方法

PAHs测定方法（EPA3510C—1996，EPA8270D—2007）：本试验中测定的水样中的PAHs为美国国家环保局（US EPA，1982）列出的16种优先控制的 PAH，分别为萘（NAP）、苊（ACE）、苊烯（ACY）、芴（FLO）、蒽（ANT）、菲（PHE）、荧蒽（FLA）、芘（PYR）、苯并[a]蒽（BaA）、䓛（CHR）、苯并[b]荧蒽（BbF）、苯并[k]荧蒽（BkF）、苯并[a]芘（BaP）、茚并[1, 2, 3-cd]芘（IcdP）、苯并[a, h]蒽（DahA）、苯并[g, h, i]苝（BghiP）。运用气相色谱-质谱联用仪（GM-MS，QP 2010 plus），选择离子检测法（SIM）对样品中的16种PAHs进行测定，GC-MS的色谱柱为 DB5-MS（30 m×0.25 mm×0.25 μm）。柱温程序如下：柱初温55 ℃，保持2 min，以10 ℃·min-1程序升温至200 ℃，再以5 ℃·min-1升温至280 ℃保持 11 min；载气为高纯 He（流速 1.65 mL·min-1）；质谱电离方式：EI源，离子原温度为 250 ℃，电压为 70 eV，电流为 350 μA，扫描频率为 0.30 scan·s-1。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保证和质量控制。16种PAHs空白加标回收率为70%～125%。样品平行样相对标准偏差在12%以下。16种多环芳烃的方法检出限为0.051～4.00 ng·L-1。

1.4 数据处理

运用Microsoft Excel 2007进行数据整理与图表绘制，并运用SPSS 17.0进行Pearson相关性分析。

2 结果与分析

2.1 暴雨及径流中 PAHs质量浓度与暴雨特征相关性

本研究按照场次降雨的定义来区分采样时间。对降雨场次的划分与相邻次降雨的最少间歇时间的选择有关（唐莉华等，2010），本文根据广州市情况，以间歇时间4 h来划分二次降雨，暴雨的划分参照刘思敏等（2016）的研究，降雨量≥50 mm，当降雨时间＜24 h时为暴雨（或降雨时间＞24 h时，平均雨强≥2 mm·h-1时为暴雨），于每次暴雨结束后采样。

本研究降雨数据采集依托于珠江三角洲定位森林生态站设置在帽峰山的气象站，2016年 6月28日—2017年6月28日共计发生暴雨11场次，试验记录与收集 10次，场次暴雨过程特征如表 1所示，10场暴雨雨量共751.9 mm，占年降雨量的39%，5—8月为暴雨频发季节。10场暴雨雨量范围为53.2～134.2 mm（2017年5月7日雨量达大暴雨），历时范围为8～50 h，最大雨强达到30.5 mm·h-1。

表1 场次暴雨过程特征Table1 The characteristics of rainstorm events

表2 暴雨及各径流中PAHs质量浓度与暴雨特征相关性Table2 The correlation between PAHs in rainstorm and surface runoff and characteristics of the rainstorm events

将林区暴雨及径流中PAHs质量浓度与暴雨特征指标进行相关性分析，由表2可知，场次暴雨雨量对林区降雨，地表径流（水泥、草地、沥青），森林坡面地表径流（阔叶林、杉阔混交林）及阔叶林穿透雨中PAHs等皆无显著影响。暴雨历时与林区降雨，草地、水泥地表径流、阔叶林穿透雨中PAHs皆呈极显著正相关（P＜0.01），与林区降雨、阔叶林坡面地表径流中PAHs呈显著正相关（P＜0.05）。暴雨前干期与林区降雨，草地、水泥地表径流，阔叶林穿透雨中PAHs浓度呈极显著正相关（P＜0.01）。最大雨强与暴雨及各径流中PAHs质量浓度间皆呈负相关，与草地地表径流呈极显著关系，与林区降雨、阔叶林总径流呈显著相关，其余指标间相关性未达显著。到达雨强峰值的时间与水泥、草地地表径流中PAHs呈极显著正相关（P＜0.01），与林区降雨、阔叶林坡面地表径流及穿透雨中PAHs浓度呈显著正相关（P＜0.05）。暴雨所有特征指标对沥青地表、杉阔混交林坡面径流和总径流皆无显著影响。

2.2 暴雨及地表径流中PAHs的组分特征

2.2.1 林区与市区暴雨中PAHs组分特征

林区与市区 10场暴雨∑16PAHs平均质量浓度分别为 112.71 ng·L-1和 126.08 ng·L-1。16 种 PAH 的平均质量浓度如图 1所示，二者的组分差异不大，市区∑16PAHs的平均浓度略大于林区。ANT、NAP、BbF为林区暴雨中PAHs含量最高的3种组分，市区暴雨中含量最高的为ANT、NAP、FLA，ANT在林区和市区暴雨PAHs质量浓度中所占组分最大。

图1 林区及市区暴雨中PAHs组分特征Fig.1 The compositional characteristics of PAHs in rainstorm at forest and urban areas P-F: forest precipitation; P-C: precipitation in city

2.2.2 不同地表径流中PAHs组分特征

相对于林区暴雨中PAHs浓度，草地及水泥地表垫面分别表征出 32%、13%的滤除效应，沥青地表表征出111%的增加效应。由图2可知，不同地表径流中PHAs组分差异较大，沥青地表中PAHs有14种组分皆高于降雨、水泥地及草地地表径流中含量。降雨、草地地表及水泥地表径流中PAHs组分特征差异较小。水泥地表径流中 PAH含量最高的 3种为ANT、NAP、BbF，沥青地表径流中含量最高的为ANT、FLA、BbF，草地地表径流中含量最高的为ANT、NAP、FLA，ANT为降雨及不同地表（水泥、沥青、草地）径流中PAHs含量最高的组分。

图2 暴雨及不同地表径流中PAHs组分特征Fig.2 The compositional characteristics of PAHs in rainstorm and different surface runoff

图3 暴雨，阔叶林穿透雨、坡面地表径流及总径流中PAHs组分特征Fig.3 The compositional characteristics of PAHs in rainstorm, broad leaved forest through fall, slope surface runoff and total runoff

2.2.3 阔叶林穿透雨、坡面地表径流及总径流中PAHs组分特征

与林区暴雨中PAHs质量浓度相比，阔叶林林冠层、总径流分别表征出14%和40%的吸附效应，其地表径流较穿透雨∑16PAHs浓度小17%。由图3可知，阔叶林总径流中PAHs有11种组分比降雨、穿透雨、坡面地表径流中质量浓度均小，阔叶林穿透雨、坡面地表径流及总径流中PAHs最大的3种组分皆为 ANT、NAP、FLA，ANT为四者最大组分。阔叶林穿透雨、坡面地表径流及总径流中皆未检出DahA。

2.2.4 杉阔混交林坡面地表径流及总径流中 PAHs组分特征

杉阔混交林坡面地表径流与总径流较暴雨中∑16PAHs浓度分别小32%、58%。由图4可知，杉阔叶混交林坡面地表径流中PAHs有14种组分皆小于暴雨中质量浓度，ANT、NAP、FLA为其最大组分；总径流中16种PAHs均小于暴雨中质量浓度，14种组分小于坡面地表径流中浓度，IcdP、DahA、BghiP质量浓度均为零，ANT、NAP、BaP为其最大3种组分。

图4 暴雨，杉阔混交林坡面地表径流及总径流中PAHs组分特征Fig.4 The compositional characteristics of PAHs in rainstorm, Chinese fir and broad leaved forest slope surface runoff and total runoff

2.3 旱雨季∑16PAHs特征

在监测时间段内，雨季（4—9月）共发生9场暴雨，旱季（10月—翌年3月）发生暴雨1场，图5所示为旱雨季市区、林区暴雨，不同地表径流，不同林型森林穿透雨、坡面地表径流及总径流中∑16PAHs质量浓度特征，由图可知，除旱季杉阔混交林坡面地表径流未监测到，旱季林区、市区、林区暴雨，不同地表径流，不同林型森林穿透雨、坡面地表径流及总径流中∑16PAHs质量浓度皆大于雨季，林区、市区暴雨雨水中∑16PAHs旱季分别比雨季高177%、103%；草地、水泥、沥青地表径流中∑16PAHs旱季分别比雨季高97%、136%、32%；阔叶林穿透雨、坡面地表径流及总径流中旱季浓度大于雨季166%、52%、48%；杉木林总径流旱季较雨季大196%。

图5 旱雨季∑16PAHs质量浓度特征Fig.5 The compositional characteristics of ∑16PAHs with the change of season

2.4 雨季不同地表及两种林型森林对暴雨中PAHs代表物及∑16PAHs的贡献

世界卫生组织（WHO）癌症预防协会将苯并[a]芘（BaP）、荧蒽（FLA）、苯并[b]荧蒽（BbF）、苯并[k]荧蒽（BkF）、茚苯[1, 2, 3-cd]芘（IcdP）、苯并[g, hi]苝（BghiP）6种化合物定为环境介质中PAHs的代表物，对人们危害大，受关注度高。由于旱、雨季各类型水样中∑16PAHs含量差异很大，广州市暴雨季节几乎都在雨季，现就雨季不同地表及两种林型森林对暴雨中 6种 PAHs代表物及∑16PAHs的影响进行分析，探究其对暴雨径流中PAHs的贡献。

2.4.1 雨季不同地表垫面对暴雨径流中PAHs代表物的贡献

由图6可知，草地、水泥、沥青地表垫面对暴雨径流中6种PAHs代表物的贡献率不同，草地能吸附暴雨中的FLA、BbF、BkF、IcdP、BghiP，吸附率达32%～81%，而径流中BaP增加了17%；水泥地表对暴雨径流中6种PAHs均有一定的吸附作用，吸附率为8%～100%（对IcdP、BghiP吸附率达100%）；而沥青地表对径流中6种PAHs均有增大作用，尤其对IcdP、BghiP贡献率达472%～718%。

2.4.2 雨季阔叶林对暴雨穿透雨、径流中PAHs代表物的贡献

由图7可知，雨季阔叶林林冠层、地表层、及总径流对暴雨中PAHs代表物的作用不同，穿透雨对暴雨中BbF、BkF、IcdP、BghiP有吸附作用，增加了 FLA和 BaP；阔叶林地表层吸附了暴雨中41%～57% BbF、BkF，向其中贡献了26%～111%；FLA、BaP、IcdP、BghiP；总径流中 FLA、BbF、BkF、IcdP、BghiP降低34%～84%，BaP增加14%。

图6 雨季不同地表对暴雨径流中6种PAHs的贡献Fig.6 The contribution rate of different surface to the six types of PAHs in rainstorm runoff

图7 阔叶林对暴雨中6种PAHs的贡献Fig.7 The contribution rate of broad leaved forest to the six types of PAHs in rainstorm

图8 杉阔混交林对暴雨中6种PAHs的贡献Fig.8 The contribution rate of Chinese fir and broad leaved forest to the six types of PAHs in rainstorm

2.4.3 杉阔混交林对暴雨径流中PAHs代表物的贡献

本研究未对杉阔混交林穿透雨进行观测。如图8所示，杉阔混交林的地表层对BbF、BkF、BaP、IcdP、BghiP均有吸附作用，吸附率达40%～90%，向径流中贡献30% FLA；总径流中FLA、BbF、BkF、BaP、IcdP、BghiP的吸附率达11%～100%。

2.4.4 不同地表及两种林型森林生态系统对暴雨中∑16PAHs的贡献

如图9所示，草地、水泥地表，阔叶林穿透雨、总径流，杉阔混交林地表径流、总径流对暴雨中∑16PAHs均有吸附作用，其吸附率范围为13%～58%。阔叶林及杉阔混交林总径流的滤除效应最好，阔叶林坡面地表径流中∑16PAHs略有增加，而沥青地表对径流中∑16PAHs贡献率最大，增加了111%。

图9 不同地表及两种林型森林生态系统对暴雨中∑16PAHs的贡献Fig.9 The contribution rate of different surface and two types of forest ecosystem to ∑16PAHs in rainstorm

2.5 PAHs组分的结构特征分析

如表3所示，暴雨、不同地表径流及两种林型森林穿透雨、坡面地表径流、总径流中PAHs均主要以低环（2～3环）为主（除沥青地表和阔叶林地表径流低环PAH占比小于50%），中环（4环）PAH略大或约等于高环（5～6环）PAH占比。市区暴雨低环PAH占比比林区高4%，高环占比比林区暴雨低4%，中环PAH比重二者无差异。林区暴雨降落在森林及不同地表后，PAHs组分占比情况发生变化。与林区暴雨相比，草地地表径流中，低环PAH比重降低，中高环PAH增多；水泥地表径流中，高环PAH占比降低，中低环PAH增加；沥青地表则增加了中高环PAH比重，低环PAH占比降低。阔叶林穿透雨PAH组分中，高低环PAH占比降低，中环PAH占比升高分布变化较小；阔叶林坡面地表径流中，低环PAH比重降低8%，中环PAH比重增加7%，高环PAH变化较小；阔叶林总径流中，各组分占比变化较小。杉阔混交林坡面地表径流中，低环占比变化较小，高环占比减小10%，中环占比增加9%；混交林总径流低环PAH占比增加6%，中环与高环PAH均降低3%。

3 讨论

3.1 暴雨中PAHs的污染情况

降雨是环境中污染物迁移和再分配的重要因素，是空气中PAHs的主要去除机制（Bidleman et al.，1987；Chate，2005），也是径流水体中 PAHs的主要来源（Mcveety et al.，1988；Dickhut et al.，1995）。本研究中，林区和市区暴雨中PAHs皆表现为旱季大于雨季，这与Smith et al.（1996）得出的冬季空气中PAHs质量浓度大于夏季的研究结果一致；Jiries et al.（2003）研究得出城区降雨中PAHs浓度大于居民区，Smith等研究得出市区空气中PAHs为乡村的4倍，Chang et al.（2006）研究也表明城区空气中PAHs浓度大于乡村，本研究中市区暴雨PAHs质量浓度仅略大于林区，究其原因可能为暴雨雨量大、雨强大，且多发生于雨季。1982年，世界卫生组织拟定饮用水中BaP质量浓度不得超过10 ng·L-1，FLA、BbF、BkF、BaP、IcdP、BghiP 等6种 PAHs代表物可接受的最高质量浓度为 20 ng·L-1，本研究监测的林区及市区暴雨中6种PAHs皆符合其标准，BaP浓度也符合饮用水标准。

3.2 不同地表垫面对暴雨中PAHs的影响

在交通、污染源差异较小的环境下（帽峰山森林公园污染较小，且试验区内皆无游人、车辆等直接活动），暴雨与不同地表垫面径流中PAHs的污染负荷为沥青地表＞林区降雨＞水泥地表＞草地地表，水泥地表及草地地表对暴雨中6种PAHs代表物及其他PAHs基本都有一定吸附作用，而沥青地表在暴雨淋洗过程中被冲刷出的材质中含有的 PAHs（Mahler et al.，2017），增加了暴雨中PAHs质量浓度（增加111%），且改变了PAHs组分结构分布，导致高环及中环PAH占比增加，低环PAH降低；水泥地表降低了暴雨中PAHs浓度（降低12%），说明在没有交通影响下，水泥地表能吸附部分降雨中的PAHs；草地地表吸附了降雨中32%的PAHs，且降低了高环PAH占比，增加了低环PAH占比。

表3 暴雨、不同地表径流及两种林型森林的暴雨水文过程中中PAHs的组分结构分布Table3 The compositional distribution of PAHs in rainstorm, different surface runoff, and in the rainstorm hydrologic process of two types of forest

近些年，国内外学者对不同地表垫面降雨径流中PAHs含量进行了大量研究，国外学者研究分析了道路降雨（含暴雨）径流中PAHs污染物的来源，得出其主要污染来源为机动车尾气、机动油、道路垃圾及悬浮沉积，分析了不同功能区水泥、沥青、草地地表降雨径流中 PAHs污染情况。谢继锋等（2015）研究结果表明，合肥市区不同垫面径流中PAHs的 EMC为水泥交通垫面＞水泥广场垫面＞草地垫面；武子澜等（2014）分析上海市不透水垫面径流中PAHs质量浓度，结果为交通道路（沥青）＞小区路面（水泥）＞校园（沥青）路面；李静静（2013）对合肥市安徽大学附近不同垫面径流中PAHs质量浓度进行分析，结果为校外水泥路面＞校内水泥路面＞草地地表。说明除去下垫面材质原因，功能划分的不同所造成的交通等污染源不同是造成不同垫面径流污染的另一主要原因。

3.3 森林对暴雨中PAHs的滤除效应

帽峰山阔叶林生态系统（总径流）对暴雨中∑16PAHs质量浓度有40%的吸储作用，林冠层的吸附率为14%，而坡面地表径流中∑16PAHs质量浓度较穿透雨增加了17%。Chen et al.（2015）研究表明，帽峰山阔叶林林冠层对降雨中∑9PAHs质量浓度吸附率为 5%，小于本研究，可能原因为林冠层对另外7种PAHs的吸附率较大，或者是暴雨对植物叶片的物理冲击力更大，导致某种生理特性发生改变，增大了其对PAHs的吸收；其研究中森林生态系统（总径流）的吸附率为61%，大于本研究的40%，可能为暴雨冲刷效应更强烈，森林地表层被冲刷出更多的PAHs（造成森林地表径流中PAHs质量浓度增加），且暴雨形成总径流的时间也减少，森林土壤层吸附效应不够充分。在闫文德等（2006）的研究中樟树林冠层的吸附率为65%，远大于帽峰山阔叶林，这可能与树种有关；樟树林地表径流比降雨中PAHs的小87%，可能与暴雨特性有关，也可能还存在树种、地表微生物等原因。

帽峰山杉阔混交林生态系统（总径流）对暴雨中∑16PAHs有58%的吸附效应，森林地表的吸附效应为27%，其吸附效果皆大于阔叶林。

值得注意的是，帽峰山草地地表、阔叶林和杉阔混交林生态系统对BaP皆无较好吸附效应，BaP的质量浓度甚至有增加情况，在闫文德等（2006）的研究中亦出现此结果。另外，文中所述的不同地表及森林生态系统对暴雨中∑16PAHs的吸附或贡献率皆为对质量浓度的影响，若要科学评价不同地表及森林生态系统在此过程中的作用，还得加入对暴雨-地表产流量的监测分析，计算出暴雨-径流中∑16PAHs通量过程。

4 结论

林区暴雨，草地、水泥地表径流，阔叶林穿透雨中PAHs质量浓度受暴雨历时、暴雨前干期、最大雨强及到达雨强峰值的时间等暴雨特征指标的影响显著。暴雨所有特征指标对沥青地表、杉阔混交林坡面径流和总径流皆无显著影响。除旱季杉阔混交林坡面地表径流外，旱季林区、市区暴雨，不同地表径流，不同林型森林穿透雨、坡面地表径流及总径流中∑16PAHs质量浓度皆大于雨季。

市区及林区暴雨中∑16PAHs的平均质量浓度分别为 126.08、112.71 ng·L-1，市区暴雨中∑16PAHs的质量浓度略大于林区。在交通、污染源差异较小的环境下，不同地表垫面径流中PAHs的污染负荷为沥青地表＞水泥地表＞草地地表。草地、水泥地表对暴雨径流中∑16PAHs的质量浓度的滤除效应分别为13%、32%，而沥青地表中∑16PAHs的质量浓度较暴雨增加了111%。

帽峰山阔叶林、杉阔混交林两种森林生态系统对暴雨中∑16PAHs的质量浓度吸储率分别为40%、58%。阔叶林林冠吸附了暴雨中14%的∑16PAHs，其地表向径流中贡献了17%的∑16PAHs；杉阔混交林地表吸附了暴雨中32%的∑16PAHs。

参考文献：

BENDER M A, KNUTSON T R, TULEYA R E, et al. 2010. Modeled impact of anthropogenic warming on the frequency of intense Atlantic hurricanes [J]. Science, 327(5964): 454-458.

BIDLEMAN T F, WIDEQVIST U, JANSSON B, et al. 1987.Organochlorine pesticides and polychlorinated biphenyls in the atmosphere of southern Sweden [J]. Atmospheric Environment (1967),21(3): 641-654.

BREZONIK P L, STADELMANN T H. 2002. Analysis and predictive models of stormwater runoff volumes, loads, and pollutant concentrations from watersheds in the Twin Cities metropolitan area,Minnesota, USA [J]. Water Research, 36(7): 1743-1757.

BROWN J N, PEAKE B M. 2006. Sources of heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons in urban stormwater runoff [J]. Science of the Total Environment, 359(1): 145-155.

CHANG K F, FANG G C, CHEN J C, et al. 2006. Atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in Asia: a review from 1999 to 2004 [J].Environmental pollution, 142(3): 388-396.

CHATE D M. 2005. Study of scavenging of submicron-sized aerosol particles by thunderstorm rain events [J]. Atmospheric Environment,39(35): 6608-6619.

CHEN B, PEI N, HUANG J, et al. 2015. Removal of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons from Precipitation in an Urban Forest of Guangzhou,South China [J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 95(2): 240-245.

DE PAOLA F, GIUGNI M, PUGLIESE F, et al. 2017. A decision support system for urban stormwater drainage management [J]. European Water, 57:115-121.

DICKHUT R M, GUSTAFSON K E. 1995. Atmospheric washout of polycyclic aromatic hydrocarbons in the southern Chesapeake Bay region [J]. Environmental Science & Technology, 29(6): 1518-1525.

HOFFMAN E J, MILLS G L, LATIMER J S, et al. 1984. Urban runoff as a source of polycyclic aromatic hydrocarbons to coastal waters [J].Environmental Science & Technology, 18(8): 580-587.

HOLLAND G J, WEBSTER P J. 2007. Heightened tropical cyclone activity in the North Atlantic: natural variability or climate trend? [J].Philosophical Transactions of the Royal Society of London A:Mathematical, Physical and Engineering Sciences, 365(1860):2695-2716.

JIRIES A G, HUSSEIN H H, LINTELMANN J. 2003. Polycyclic aromatic hydrocarbon in rain and street runoff in Amman, Jordan [J]. Journal of Environmental Sciences, 15(6): 848-853.

MAHLER B J, VAN METRE P C, FOREMAN W T. 2014. Concentrations of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and azaarenes in runoff from coal-tar-and asphalt-sealcoated pavement [J]. Environmental Pollution, 188: 81-87.

MAHLER B J, WAN METRE P C. 2017. Coal-tar-based pavement sealants——a potent source of PAHs [J]. Lakeline, 37(1): 13-18.

MCVEETY B D, HITES R A. 1988. Atmospheric deposition of polycyclic aromatic hydrocarbons to water surfaces: a mass balance approach [J].Atmospheric Environment (1967), 22(3): 511-536.

SMITH D J T, HARRISON R M. 1996. Concentrations, trends and vehicle source profile of polynuclear aromatic hydrocarbons in the UK atmosphere [J]. Atmospheric Environment, 30(14): 2513-2525.

United States Environmental Protection Agency (EPA), 1982. Method 610:Polynuclear Aromatic Hydrocarbons [S].

WANG X, XU H, ZHOU Y, et al. 2015. Distribution and source apportionment of polycyclic aromatic hydrocarbons in surface sediments from Zhoushan Archipelago and Xiangshan Harbor, East China Sea [J]. Marine pollution bulletin, 101(2): 895-902.

WU J, CAO X Y, ZHAO J, et al. 2017. Performance of biofilter with a saturated zone for urban stormwater runoff pollution control: Influence of vegetation type and saturation time [J]. Ecological Engineering, 105:355-361.

ZHANG J, HUA P, KREBS P. 2017. The Influence of Surface Pavement on the Distribution of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs) in Urban Watershed [J]. Water, Air, & Soil Pollution, 228(9): 318.

李静静. 2013.合肥地区城市地表径流中多环芳烃污染特征研究及生态风险评价[D]. 合肥: 安徽大学.

刘思敏, 王浩, 严登华, 等. 2016. 气候变化背景下淮河流域场次暴雨事件时空演变分析[J]. 冰川冻土, 38(5): 1264-1272.

潘勇军, 田大伦, 唐大武, 等. 2004. 樟树林生态系统中多环芳烃含量和分布特征[J]. 林业科学, 40(6): 2-7.

唐莉华, 吕贤弼, 张思聪. 2010. 雨水利用宏观规划模型[J]. 水利学报,41(10): 1179-1185.

武子澜, 杨毅, 刘敏, 等. 2014. 城市不同下垫面降雨径流多环芳烃(PAHs) 分布及源解析[J]. 环境科学, 35(11): 4148-4156.

谢继锋, 李静静, 窦月芹, 等. 2015. 不同下垫面类型对地表径流中多环芳烃污染特征的影响分析[J]. 环境化学, 34(4): 733-740.

闫文德, 田大伦, 康文星, 等. 2006. 樟树林生态系统水文学过程中多环芳烃的迁移与转化机理[J]. 生态学报, 26(6): 1882-1888.