南京室内、外空气中多环芳烃污染特征、溯源分析及风险评估
刘阳1，宋宁慧2*
（1. 南京工业大学安全科学与工程学院，南京
211816； 2.
生态环境部南京环境科学研究所，南京
210042）
摘要：为监测南京空气中毒性化合物多环芳烃（PAHs），对南京室内、外空气中PAHs进行了持续一年的采样观测。结果表明，PAHs在室内、环境空气中总浓度水平分别可达到235 ng·m-3及92.9 ng·m-3。南京室内空气中夏季污染程度较严重，环境空气中污染程度随季节分布呈“凹”形。所检出的气态PAHs以低环数化合物为主。通过源解析分析，南京环境空气中PAHs以石油污染为主；而室内空气中PAHs以燃煤、交通、香烟、烹调及生物质燃烧为主。室内、环境空气中PAHs的健康风险毒性当量值均超过《环境空气质量》中规定阈值，具有较高风险。
关键词：多环芳烃；暴露特征；源解析；风险评估
中图分类号： 文献标识码：A 文章编号：
Patterns, Sources and
Risk Assessment of 16 Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Nanjing Air
Liu
Yang1, Song Ning-hui2*
（1.
College of Safety Science and Engineering, Nanjing Tech University, Nanjing
211800, China;2. Nanjing Institute of Environmental Science, MEE, Nanjing
210042, China）
Abstract: In
order to monitor the polycyclic
aromatic hydrocarbons (PAHs) in Nanjing air, the indoor and outdoor air of PAHs
were sampled and detected for a year. Results show that the indoor and outdoor
PAHs concentration were 235
ng·m-3 and 92.9 ng·m-3 respectively. Indoor PAHs have a higher pollution level in
summer, outdoor PAHs pollution were a concave shape with seasonal prevalence. Sources of PAHs show that outdoor gas phase PAHs
mainly by oil pollution. Indoor gas phase PAHs mainly by coal, transportation,
cigarettes, cooking and biomass burning. The TEQ of PAHs in indoor and outdoor
air were more than the "air quality", with high risk. [1]
Key words：PAHs; occurrence patterns; source apportionment;
risk assessmen
多环芳烃(Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs)是一类稠环芳香化合物[1]，100多种PAHs中有16 种具有较强的致癌、致畸和致突变性，已被美国环保局（EPA）列入优先控制和检测的有毒有机污染物的黑名单中[2-3]。PAHs
来源非常广泛，除少量来自于自然途径外，其余大部分来自于人为的污染[4]。如原油泄漏，热解，煤、石油等化石燃料、木材、塑料等的不完全燃烧、机动车尾气排放以及香烟、烹调[5-14]等。PAHs等强致癌物质，可通过吸暴露、皮肤接触等方式导致人体致癌[15-22]。因此，有必要对广泛分布的PAHs进行监测。
国内外对PAHs在空气中的存在特征、源解析及风险评价研究较多[23-24]，但是国内对于同时监测室内、外空气中PAHs赋存，探究室内、外PAHs不同来源及不同潜在风险的报道较少。本文探究了南京室内、外空气中PAHs存在特征，对比了室内、外空气中PAHs的不同来源，为了解南京空气中PAHs来源提供数据支撑。在此基础上，本文进行的潜在风险评估，对PAHs对人体健康危害研究具有重要意义。同时，也为完善PAHs类化合物环境与健康调查、评估与管理工作提供有力支撑。
1
材料与方法
1.1 样品采集
空气样品的采集，采用中流量空气采样器（国际仪器AMAE，采样流量：100
L·min-1）采集南京室内、外空气，监测PAHs在其中的含量。以
0.1 m3·min-1，连续采集空气样品5
d，每天采集24
h。样品采集后贴好标签，-20℃低温保存，并在30
d内完成预处理和分析。采样时间分别为2016年3月、2016年6月、2016年9月和2016年12月，四个季度。采样点分布于江宁区，共40个采样点。
1.2 样品预处理
将PUF剪碎置于锥形瓶中，加入混合净化内标，加入100
mL正己烷：二氯甲烷（1:1）提取液，超声提取30
min后，将提取液转移至梨形瓶中，再加100
mL溶剂重复提取一次，合并提取液，旋转浓缩至近干，N2吹干后，加入进样内标，正己烷定容至1
mL，过0.22
μm滤膜后待测。
1.3 仪器条件
气相色谱条件：进样口温度：260°C；进样方式：不分流进样。程序升温：70°C保持2
min，10°C·min-1到320°C保持5.5
min,总检测时间为32.5
min。载气：高纯氦气(
≥99.999%)，流量：1.0 mL·min-1。进样量：1.0
μL。
质谱条件：离子源：EI源；离子源温度：230°C；离子化能量：70
eV；扫描方式：选择离子扫描。溶剂延迟3
min，传输线温度：280°C。
1.4 质量控制和质量保证
采样过程中设置10%空白
实际样品分析过程中，每批样设置10%全程空白，每批样品中设置20%平行样，每10个样品增加一个质量控制标准，以检测仪器稳定性并校准保留时间。以三倍信噪比为仪器检出限，即16种PAHs检出限范围为0.46
ng·m-3-369
ng·m-3，16种PAHs以内标法定量。
2
结果与讨论
2.1 室内、外空气中多环芳烃的暴露浓度和分布特征
室内和室外空气中PAHs的暴露浓度用16种多环芳烃的总和∑PAHs表示，如表2-1、2-2。环境空气中∑PAHs检出范围为23.5-264.1
ng·m-3，与前人报道的南京大气环境中的污染程度相当[25]，比位于南京东南方向300公里的上海近郊大气污染重[26]，低于杭州市焦化厂区 [27]。从主要化合物的平均值看，比意大利那不勒斯污染高了5倍左右 [28]。
室内空气∑PAHs检出范围为14.1-701
ng·m-3，高于环境空气中的∑PAHs，与济南室内环境污染程度相当[29]，比美国室内空气中污染略重 [30]。远低于杭州市内商业厨房、家庭厨房检出的多环芳烃浓度 [27]。
图2-1为不同季节PAHs总浓度柱形图，环境空气中PAHs季节差异较明显，呈“凹”形，与南京市山西路大气颗粒物中PAHs的季节分布规律相一致[25]。室内空气与环境空气中PAHs的季节变化不同，在夏季总量达到最高值，冬季降到最低值，比夏季低了2倍。有文献表明此类半挥发性有机物的气相浓度值与温度有相关性[31]。
表2-1 环境空气多环芳烃暴露浓度
Table2-1
The residual levels
of PAHs in outdoor gas phase
目标物
2016年3月(ng·m-3)
2016年6月(ng·m-3)
2016年9月(ng·m-3)
2016年12月(ng·m-3)
检出范围
平均值
检出范围
平均值
检出范围
平均值
检出范围
平均值
Nap
9.86~49.8
24.2
12.7~27.9
16.6
12.9~36.0
21.4
9.77~49.4
24.0
Acy
0.20~15.8
13.6
0.32~1.15
0.57
0.32~1.17
0.58
0.20~15.7
13.4
Ace
0.26~20.2
17.2
0.32~1.17
0.57
0.32~1.17
0.58
0.20~15.7
13.3
Flu
0.52~18.0
3.43
1.09~2.49
1.61
1.10~2.52
1.63
0.52~17.8
3.40
Phe
0.72~38.6
5.58
0.45~4.99
3.09
0.47~5.17
3.20
0.71~38.2
5.53
Ant
0.37~47.2
4.12
0.33~5.48
1.59
0.34~5.68
1.65
0.33~42.2
3.68
Flt
0.33~6.45
1.25
0.19~1.56
0.99
0.20~1.62
1.03
0.30~5.88
1.14
Pyr
0.33~5.74
1.13
0.63~1.39
0.96
0.65~1.44
1.00
0.30~5.23
1.03
BaA
0.04~6.57
0.39
0.03~0.08
0.05
0.04~0.1
0.07
0.04~6.74
0.40
Chr
0.12~9.70
1.03
0.06~0.12
0.09
0.08~0.18
0.13
0.09~7.46
0.79
BbF
0.48~4.76
0.94
0.23~0.65
0.42
0.34~0.94
0.61
0.48~4.72
0.93
BkF
0.48~10.1
1.48
0.21~0.53
0.35
0.31~0.77
0.51
0.30~6.32
0.92
BaP
9.63~28.2
17.8
7.17~21.3
13.2
7.33~21.8
13.5
9.96~29.2
14.3
Ind
0.02~0.71
0.14
0.05~0.19
0.12
0.05~0.18
0.11
0.02~0.71
0.14
DahA
0.23~1.34
0.32
0.13~0.28
0.21
0.15~0.31
0.24
0.16~0.95
0.23
BghiP
0.14~0.49
0.20
0.13~0.31
0.22
0.15~0.31
0.25
0.14~0.49
0.20
ΣPAHs
23.7~264.1
92.9
24.1~69.7
40.7
24.8~79.4
46.5
23.5~247.0
83.5
表2-2 室内空气多环芳烃暴露浓度
Table2-2
The residual levels
of PAHs in indoor gas phase
目标物
2016年3月(ng·m-3)
2016年6月(ng·m-3)
2016年9月(ng·m-3)
2016年12月(ng·m-3)
检出范围
平均值
检出范围
平均值
检出范围
平均值
检出范围
平均值
Nap
9.58~502
117
9.21~232
83.3
2.15~68.1
44.0
7.06~10.4
9.85
Acy
0.03~1.50
0.56
0.55~3.48
1.22
0.97~1.95
0.93
nd~5.90
1.74
Ace
0.06~11.2
4.13
1.47~36.6
8.83
0.97~1.95
0.93
nd~5.90
1.74
Flu
4.31~31.7
10.6
5.85~65.0
22.6
4.49~28.7
5.83
nd~21.9
8.81
Phe
3.18~11.2
6.48
0.48~35.6
13.8
2.24~63.4
13.2
1.44~87.1
15.8
Ant
0.51~29.8
9.58
0.40~10.0
4.09
1.02~7.50
2.81
0.97~47.4
6.16
Flt
0.58~3.49
1.48
1.05~7.11
3.30
0.49~7.49
1.98
0.73~14.5
2.53
Pyr
0.42~2.04
1.25
1.18~4.06
2.54
2.32~6.00
2.25
0.68~14.0
2.51
BaA
1.20~7.29
4.40
0.95~54.9
13.89
0.14~0.30
0.12
0.13~24.2
0.94
Chr
6.39~60.0
29.7
23.8~134
47.9
0.29~0.75
0.27
0.31~3.83
1.12
BbF
0.25~0.97
0.67
0.23~1.29
0.62
1.27~2.70
1.09
1.11~19.8
2.92
BkF
0.02~0.60
0.40
0.04~0.70
0.27
0.97~2.10
0.87
0.90~37.2
2.24
BaP
0.47~25.8
18.2
10.6~63.9
33.0
19.1~75.7
29.1
nd~50.3
19.0
Ind
0.01~12.6
1.45
0.01~0.31
0.14
00.1~00.5
0.23
nd~70.7
1.91
DahA
0.03~0.06
0.01
0.01~0.04
0.02
00.5~1.05
0.41
0.48~85.1
2.68
BghiP
0.01~0.02
nd
0.03~0.16
0.07
0.52~1.50
0.48
0.34~48.6
1.68
ΣPAHs
26.6~701
206
55.9~649
235
37.6~269
104
14.1~547
81.7
图2-1 空气中多环芳烃总浓度季节分布
Fig.2-1 Concentrations of PAHs in air
with seasonal prevalence
如图2-2和2-3所示，不同环数的PAHs质量浓度差异较大。所研究区域中室内、环境空气中PAHs都是以4环和2~3环为主。这与PAHs性质相吻合，低分子量PAHs亨利常数和蒸气压较高，所以通常主要以气体形式存在；而高分子量PAHs亨利常数和蒸气压较低，则容易从空气中转移到颗粒相中。
图2-2 多环芳烃在环境、室内空气中的比例三角图
Fig.2-2
Proportion triangle figures of PAHs in indoor air
图2-3 多环芳烃在环境、室内空气中的比例三角图
Fig.2-3
Proportion triangle figures of PAHs in outdoor air
2.2 多环芳烃的源解析
特征化合物比值即通过污染物成分和计算出相应的值来判断其来源。本文为了判断室内、外空气中PAHs的来源，分别通过不同特征比值，来判定室内、外空气中PAHs来源。
由表2-3可知，本研究中室外空气Chr/BaA的值大于1；而(Fl/(Fl+Pyr)>0.5；Ind/(Ind+BghiP)的值均不在石油和燃烧源的范围中，来源于石油产品燃烧污染；室外空气中LMW/HMW的值为2.33大于。由此得出，室外空气PAHs以石油污染为主，但也与燃烧来源有关。
表2-3 室外PAHs的特征化合物指数
Table 2-3
Characteristic compound index of PAHs in outdoor air samples
特征化合物指数
煤、生物质燃料燃烧来源
石油产品燃烧
石油挥发来源
室外空气
Chr/BaA
<1
-
>1
2.24
Fl/(Fl+Pyr)
>0.5
0.4~0.5
<0.4
0.70
Ind/(Ind+BghiP)
>0.5
0.2~0.4
<0.2
0.36
LMW/HMW
<1
-
>1
2.33
表2-4 室内PAHs的特征化合物指数
Table 2-4
Characteristic compound index of PAHs in indoor air samples
特征化合物指数
Chr/BaA
Fl/(Fl+Pyr)
Ind/(Ind+BghiP)
Pyr/BaP
柴油源
2.77~5.88[19]
0.4~0.6[19]
0.37[29]
0.16[32]
汽油源
0.83~3.57[19]
0.36~0.88[27]
0.18[29]
2.66[32]
香烟源
2.27[33]
0.29~0.72[27]
0.51[33]
2.27[34]
烹调源
0.85[33]
0.31~0.61[27]
0.40[33]
1.67[34]
燃煤
0.83~1[19]
0.86[27]
0.56[29]
1.60[32]
生物质燃料燃烧
1.07~1.33[19][33]
-
0.62[19]
0.25~0.7[32]
本文室内空气
4.08
0.84
0.62
0.08
表2-4为根据文献整理的室内空气的部分特征化合物指数，由表可知，室内空气的Chr/BaA值在柴油源范围内；Fl/(Fl+Pyr)值介于汽油源范围内；而Ind/(Ind+BghiP)值非常接近燃煤、烹调和生物质燃烧的特征值；Pyr/BaP值相比较之下更接近于生物质燃烧和柴油源的特征比值。综上所述，室内空气主要来源于燃煤、交通、香烟、烹调及生物质燃烧。
2.3
风险评估
2.3.1 健康风险评估 本文采用苯并[a]芘毒性等效当量法（TEQ）对空气中PAHs进行潜在健康风险评估。计算公式为：
(2-1)
其中，TEQs
为物质i相对于BaP的总毒性当量浓度；ci为各单体PAH的平均浓度；TEFi为i物质相对于BaP的毒性当量因子。根据上式计算空气样品中总毒性当量浓度，结果如表2-5所示。
表2-5 空气中16种PAHs的毒性当量浓度
Table 2-5 Toxicity equivalent
concentration of PAHs in air samples
PAHs
TEF
TEQ/ng·m-3
室内空气
环境空气
Nap
0.001
0.0637
0.0216
Acy
0.001
0.0011
0.0071
Ace
0.001
0.0039
0.0079
Flu
0.001
0.0120
0.0025
Phe
0.001
0.0124
0.0044
Ant
0.01
0.0566
0.0276
Flt
0.001
0.0023
0.0011
Pyr
0.001
0.0021
0.0010
BaA
0.1
0.4838
0.0228
Chr
0.01
0.1977
0.0051
BbF
0.1
0.1325
0.0725
BkF
0.1
0.0945
0.0815
BaP
1
24.862
14.747
Ind
0.1
0.0933
0.0128
DahA
1
0.7813
0.2500
BghiP
0.01
0.0056
0.0022
ΣTEQ
26.804
15.267
Min
0.0011
0.0010
Max
24.862
14.747
如表2-5所示，室内空气高于环境空气中的PAHs ΣTEQ，表明室内空气中PAHs的健康风险更高。室内、环境空气中PAHs 毒性当量浓度均超《环境空气质量》中规定标准，具有较高风险。
2.3.2 终生致癌风险评估 在苯并[a]芘毒性等效当量法（TEQ）的基础上，本文采用终生致癌风险法对室内、环境空气中PAHs进行潜在健康风险综合评估。将人群大致分为三类：儿童（5~11岁）、青年（12~19岁）、成人（20~79岁）进行健康风险评估[22]。
呼吸的ILCR计算公式为：
(2-2)
其中，Ci为∑TEQ的浓度（ng·m-3）；CSFi为呼吸致癌强度因子（mg·kg-1·d-1）；BW为体重（kg）；IRi为呼吸速率（m3·d-1）；EF为年暴露频率（d/a）；ED为暴露年数（a），AT为平均寿命（d），cf为转换因子（10-6）。
皮肤接触的ILCR计算公式为：
(2-3)
其中，Cd为∑TEQ的浓度（ng·m-3）；CSFi为皮肤接触致癌强度因子（mg·kg-1·d-1）；AB为皮肤吸收比率；SA为皮肤暴露面积（cm2）；EV为暴露事件频率（e·d-1）；AFd为吸附系数。其他变量取值如下表：
表2-6 不同年龄段的暴露变量取值
Table 2-6 Exposure variables for
different age groups
暴露变量
类型
儿童(5~11)岁
青少年(12~19)岁
成人(20~79)岁
男
女
男
女
男
女
∑TEQ
室内空气
26.804
26.804
26.804
环境空气
15.267
15.267
15.267
BW
32.9
59.7
70.7
IRi
14.5
15.8
15.8
EF
室内
288
288
321
室外
77
77
44
SA
10140
16470
17640
AFd
0.2
0.2
0.2
AB
0.31
0.31
0.31
CSF
3.9
3.9
3.9
AT
25550
25550
25550
表2-7 不同年龄段ILCR值
Table
2-7 Incremental lifetime cancer risk for
different age groups
室内空气致癌风险
环境空气致癌风险
经呼吸摄入
儿童
2.01e-6~4.44e-6
3.04e-7~6.70e-7
青年
3.52e-6~5.58e-6
5.34e-7~8.47e-7
成人
5.88e-6~2.32e-5
4.57e-7~1.80e-6
经皮肤接触摄入
儿童
8.75e-5~1.92e-4
1.32e-5~2.91e-5
青年
2.10e-4~3.32e-4
3.18e-5~5.04e-5
成人
3.90e-4~1.54e-3
3.03e-5~1.19e-4
如表2-7所示，室内空气中ILCR范围为2.01e-6~1.54e-3，环境空气中ILCR范围为
3.04e-7~1.19e-4，室内空气中致癌风险普遍高于环境空气。成人的终生致癌风险较高，其中室内空气中经皮肤吸入风险>10-4，超出USEPA规定的可接收水平，需优先进行防治。经皮肤接触途径的终生致癌风险值高于呼吸暴露途径的风险值，表明在接触污染物的过程中，需减少皮肤与空气污染物的接触，降低终生致癌风险。
3. 总结
本文监测了南京室内、外空气中的PAHs。结果表明，空气浓度水平可达到235 ng·m-3及92.9 ng·m-3。PAHs的季节分布调查表明，室内与环境空气中分布规律不同，室内空气中夏季污染最严重，冬季最低，环境空气中分布规律呈“凹”形。所检测到的气态PAHs中主要以分子量低、挥发性强的2~4环的PAHs为主。环境空气中PAHs的来源以石油污染为主；室内空气则主要为燃煤、交通、香烟、烹调及生物质燃烧。室内、环境空气中PAHs的毒性当量浓度均超过《环境空气质量》中规定阈值，具有高风险。经皮肤接触途径所导致的终生致癌风险明显高于经呼吸暴露途径。
参考文献
[1] TAVAKKOLI E,
RENGASAMY P, SMITH E, MCDONALD G K. European Journal
of Soil Science. 2015, 66(6):
1054-1062.
[2] CAVALLI J F, FEMANDEZ X, LIZZANICUVELIER
L, LOISEAU A M. Food Chemistry.
2004, 88(1): 151-157.
[3] LI G Y, QIAO M, SUN H W, et al.
Pollution Levels of PAHs and Hazardous Assessment to Human Health,
of the Drinking Water Sources with in Pearl River Delta (李桂英，乔梦，孙红卫，等. 珠江三角洲地区饮用水源水中多环芳烃污染现状及人体健康危害的评价研究).
2010.
[4] WANG J Z, ZHU C Z, CHEN T H.
Environmental Sciences Processes & Impacts. 2013, 15(6): 1104-1112.
[5] DUBOUDIN C, CIFFROY P, MAGAUD
H. Environmental Toxicology & Chemistry. 2004, 23(2): 489-499.
[6]
CACHADA A, PATO P, ROCHASANTOS
T, DUARTE A C, SILVA E F. Science of the
Total Environment. 2012, 430(430):
184-192.
[7]
RAJPUT N, LAKHANI A.
Environmental Monitoring & Assessment. 2009, 150(1-4): 273-284.
[8]
ZHANG G, ZANG X, Li Z, WANG C, WANG Z. Talanta. 2014, 129(129C): 600-605.
[9] SOCLO H H, GARRIGUES P, EWALD
M. Marine Pollution Bulletin. 2000, 40(5):
387-396.
[10] KHALILI N R, SCHEFF P A, HOLSEN
T M. Atmospheric Environment. 1995, 29(4):
533-542.
[11] GUNDEL L A, DALSEY J M, CARVALHO
L R F D, KADO N Y, SCHUETZLE D. Environmental
Science & Technology. 1993, 27(10):
2112-2119.
[12] YANG H H, TSAI C H, CHAO M R, SU Y L, CHIEN S M. Atmospheric
Environment. 2006, 40(7): 1266-1274.
[13] ALEXEEFF G V. Regulatory Toxicology
& Pharmacology Rtp. 1998, 28(1):
45.
[14] REPORT I. Dermal Exposure
Assessment : Principles and Applications. 1992.
[15] WANG X, WANG Y, QIN Y, DING L, CHEN Y, XIE F. Talanta. 2015, 140: 102-108.
[16] JACQUEZ G M, GREILING D A.
International Journal of Health Geographics. 2003, 2(1): 1-22.
[17] AGENCY C I D. Human Health Risk
Assessment.
[19] NISBET I C, LAGOY P K.
Regulatory Toxicology & Pharmacology Rtp. 1992, 16(3): 290.
[20] APPLEYARD R K. Commission of
the European Communities. Springer Netherlands, 1985: 81-91.
[21] SOLTANI N, KESHAVARZI B, MOORE
F, TAVAKOL T, LAHIJANZADEH A R, JAAFARZADEH N, KERMANI M. Science of the
Total Environment. 2014, 505C(6):
712-723.
[22] SWARTJES F A. Risk Analysis.
1999, 19(6): 1235-1249.
[23] Chinese Research Academy of Environmental Sciences. National
Standard of the People’s Republic of China Ambient Air Quality Standard. China
Environmental Science Press(中国环境科学研究院. 环境空气质量标准. 中国环境科学出版社), 2012: 71.
[25] ZHANG Q H, SHI Y Y, LI D, et al. Environmental Science & Technology (张强华, 石莹莹, 李东, 等. 环境科学与技术), 2007, 30(10):42-44.
[26] WU M H, CHEN L L, CHEN Z Y, et al. Journal of
Shanghai University (吴明红, 陈镠璐, 陈祖怡, 等.上海大学学报(自然科学版)), 2014, 20(4):521-530
南京室内、外空气中多环芳烃污染特征、溯源分析及风险评估
刘阳1，宋宁慧2*
（1. 南京工业大学安全科学与工程学院，南京
211816； 2.
生态环境部南京环境科学研究所，南京
210042）
摘要：为监测南京空气中毒性化合物多环芳烃（PAHs），对南京室内、外空气中PAHs进行了持续一年的采样观测。结果表明，PAHs在室内、环境空气中总浓度水平分别可达到235 ng·m-3及92.9 ng·m-3。南京室内空气中夏季污染程度较严重，环境空气中污染程度随季节分布呈“凹”形。所检出的气态PAHs以低环数化合物为主。通过源解析分析，南京环境空气中PAHs以石油污染为主；而室内空气中PAHs以燃煤、交通、香烟、烹调及生物质燃烧为主。室内、环境空气中PAHs的健康风险毒性当量值均超过《环境空气质量》中规定阈值，具有较高风险。
关键词：多环芳烃；暴露特征；源解析；风险评估
中图分类号： 文献标识码：A 文章编号：
Patterns, Sources and
Risk Assessment of 16 Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Nanjing Air
Liu
Yang1, Song Ning-hui2*
（1.
College of Safety Science and Engineering, Nanjing Tech University, Nanjing
211800, China;2. Nanjing Institute of Environmental Science, MEE, Nanjing
210042, China）
Abstract: In
order to monitor the polycyclic
aromatic hydrocarbons (PAHs) in Nanjing air, the indoor and outdoor air of PAHs
were sampled and detected for a year. Results show that the indoor and outdoor
PAHs concentration were 235
ng·m-3 and 92.9 ng·m-3 respectively. Indoor PAHs have a higher pollution level in
summer, outdoor PAHs pollution were a concave shape with seasonal prevalence. Sources of PAHs show that outdoor gas phase PAHs
mainly by oil pollution. Indoor gas phase PAHs mainly by coal, transportation,
cigarettes, cooking and biomass burning. The TEQ of PAHs in indoor and outdoor
air were more than the "air quality", with high risk. [1]
Key words：PAHs; occurrence patterns; source apportionment;
risk assessmen
多环芳烃(Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs)是一类稠环芳香化合物[1]，100多种PAHs中有16 种具有较强的致癌、致畸和致突变性，已被美国环保局（EPA）列入优先控制和检测的有毒有机污染物的黑名单中[2-3]。PAHs
来源非常广泛，除少量来自于自然途径外，其余大部分来自于人为的污染[4]。如原油泄漏，热解，煤、石油等化石燃料、木材、塑料等的不完全燃烧、机动车尾气排放以及香烟、烹调[5-14]等。PAHs等强致癌物质，可通过吸暴露、皮肤接触等方式导致人体致癌[15-22]。因此，有必要对广泛分布的PAHs进行监测。
国内外对PAHs在空气中的存在特征、源解析及风险评价研究较多[23-24]，但是国内对于同时监测室内、外空气中PAHs赋存，探究室内、外PAHs不同来源及不同潜在风险的报道较少。本文探究了南京室内、外空气中PAHs存在特征，对比了室内、外空气中PAHs的不同来源，为了解南京空气中PAHs来源提供数据支撑。在此基础上，本文进行的潜在风险评估，对PAHs对人体健康危害研究具有重要意义。同时，也为完善PAHs类化合物环境与健康调查、评估与管理工作提供有力支撑。
1
材料与方法
1.1 样品采集
空气样品的采集，采用中流量空气采样器（国际仪器AMAE，采样流量：100
L·min-1）采集南京室内、外空气，监测PAHs在其中的含量。以
0.1 m3·min-1，连续采集空气样品5
d，每天采集24
h。样品采集后贴好标签，-20℃低温保存，并在30
d内完成预处理和分析。采样时间分别为2016年3月、2016年6月、2016年9月和2016年12月，四个季度。采样点分布于江宁区，共40个采样点。
1.2 样品预处理
将PUF剪碎置于锥形瓶中，加入混合净化内标，加入100
mL正己烷：二氯甲烷（1:1）提取液，超声提取30
min后，将提取液转移至梨形瓶中，再加100
mL溶剂重复提取一次，合并提取液，旋转浓缩至近干，N2吹干后，加入进样内标，正己烷定容至1
mL，过0.22
μm滤膜后待测。
1.3 仪器条件
气相色谱条件：进样口温度：260°C；进样方式：不分流进样。程序升温：70°C保持2
min，10°C·min-1到320°C保持5.5
min,总检测时间为32.5
min。载气：高纯氦气(
≥99.999%)，流量：1.0 mL·min-1。进样量：1.0
μL。
质谱条件：离子源：EI源；离子源温度：230°C；离子化能量：70
eV；扫描方式：选择离子扫描。溶剂延迟3
min，传输线温度：280°C。
1.4 质量控制和质量保证
采样过程中设置10%空白
实际样品分析过程中，每批样设置10%全程空白，每批样品中设置20%平行样，每10个样品增加一个质量控制标准，以检测仪器稳定性并校准保留时间。以三倍信噪比为仪器检出限，即16种PAHs检出限范围为0.46
ng·m-3-369
ng·m-3，16种PAHs以内标法定量。
2
结果与讨论
2.1 室内、外空气中多环芳烃的暴露浓度和分布特征
室内和室外空气中PAHs的暴露浓度用16种多环芳烃的总和∑PAHs表示，如表2-1、2-2。环境空气中∑PAHs检出范围为23.5-264.1
ng·m-3，与前人报道的南京大气环境中的污染程度相当[25]，比位于南京东南方向300公里的上海近郊大气污染重[26]，低于杭州市焦化厂区 [27]。从主要化合物的平均值看，比意大利那不勒斯污染高了5倍左右 [28]。
室内空气∑PAHs检出范围为14.1-701
ng·m-3，高于环境空气中的∑PAHs，与济南室内环境污染程度相当[29]，比美国室内空气中污染略重 [30]。远低于杭州市内商业厨房、家庭厨房检出的多环芳烃浓度 [27]。
图2-1为不同季节PAHs总浓度柱形图，环境空气中PAHs季节差异较明显，呈“凹”形，与南京市山西路大气颗粒物中PAHs的季节分布规律相一致[25]。室内空气与环境空气中PAHs的季节变化不同，在夏季总量达到最高值，冬季降到最低值，比夏季低了2倍。有文献表明此类半挥发性有机物的气相浓度值与温度有相关性[31]。
表2-1 环境空气多环芳烃暴露浓度
Table2-1
The residual levels
of PAHs in outdoor gas phase
|
目标物 |
2016年3月(ng·m-3) |
2016年6月(ng·m-3) |
2016年9月(ng·m-3) |
2016年12月(ng·m-3) |
||||
|
检出范围 |
平均值 |
检出范围 |
平均值 |
检出范围 |
平均值 |
检出范围 |
平均值 |
|
|
Nap |
9.86~49.8 |
24.2 |
12.7~27.9 |
16.6 |
12.9~36.0 |
21.4 |
9.77~49.4 |
24.0 |
|
Acy |
0.20~15.8 |
13.6 |
0.32~1.15 |
0.57 |
0.32~1.17 |
0.58 |
0.20~15.7 |
13.4 |
|
Ace |
0.26~20.2 |
17.2 |
0.32~1.17 |
0.57 |
0.32~1.17 |
0.58 |
0.20~15.7 |
13.3 |
|
Flu |
0.52~18.0 |
3.43 |
1.09~2.49 |
1.61 |
1.10~2.52 |
1.63 |
0.52~17.8 |
3.40 |
|
Phe |
0.72~38.6 |
5.58 |
0.45~4.99 |
3.09 |
0.47~5.17 |
3.20 |
0.71~38.2 |
5.53 |
|
Ant |
0.37~47.2 |
4.12 |
0.33~5.48 |
1.59 |
0.34~5.68 |
1.65 |
0.33~42.2 |
3.68 |
|
Flt |
0.33~6.45 |
1.25 |
0.19~1.56 |
0.99 |
0.20~1.62 |
1.03 |
0.30~5.88 |
1.14 |
|
Pyr |
0.33~5.74 |
1.13 |
0.63~1.39 |
0.96 |
0.65~1.44 |
1.00 |
0.30~5.23 |
1.03 |
|
BaA |
0.04~6.57 |
0.39 |
0.03~0.08 |
0.05 |
0.04~0.1 |
0.07 |
0.04~6.74 |
0.40 |
|
Chr |
0.12~9.70 |
1.03 |
0.06~0.12 |
0.09 |
0.08~0.18 |
0.13 |
0.09~7.46 |
0.79 |
|
BbF |
0.48~4.76 |
0.94 |
0.23~0.65 |
0.42 |
0.34~0.94 |
0.61 |
0.48~4.72 |
0.93 |
|
BkF |
0.48~10.1 |
1.48 |
0.21~0.53 |
0.35 |
0.31~0.77 |
0.51 |
0.30~6.32 |
0.92 |
|
BaP |
9.63~28.2 |
17.8 |
7.17~21.3 |
13.2 |
7.33~21.8 |
13.5 |
9.96~29.2 |
14.3 |
|
Ind |
0.02~0.71 |
0.14 |
0.05~0.19 |
0.12 |
0.05~0.18 |
0.11 |
0.02~0.71 |
0.14 |
|
DahA |
0.23~1.34 |
0.32 |
0.13~0.28 |
0.21 |
0.15~0.31 |
0.24 |
0.16~0.95 |
0.23 |
|
BghiP |
0.14~0.49 |
0.20 |
0.13~0.31 |
0.22 |
0.15~0.31 |
0.25 |
0.14~0.49 |
0.20 |
|
ΣPAHs |
23.7~264.1 |
92.9 |
24.1~69.7 |
40.7 |
24.8~79.4 |
46.5 |
23.5~247.0 |
83.5 |
表2-2 室内空气多环芳烃暴露浓度
Table2-2
The residual levels
of PAHs in indoor gas phase
|
目标物 |
2016年3月(ng·m-3) |
2016年6月(ng·m-3) |
2016年9月(ng·m-3) |
2016年12月(ng·m-3) |
||||
|
检出范围 |
平均值 |
检出范围 |
平均值 |
检出范围 |
平均值 |
检出范围 |
平均值 |
|
|
Nap |
9.58~502 |
117 |
9.21~232 |
83.3 |
2.15~68.1 |
44.0 |
7.06~10.4 |
9.85 |
|
Acy |
0.03~1.50 |
0.56 |
0.55~3.48 |
1.22 |
0.97~1.95 |
0.93 |
nd~5.90 |
1.74 |
|
Ace |
0.06~11.2 |
4.13 |
1.47~36.6 |
8.83 |
0.97~1.95 |
0.93 |
nd~5.90 |
1.74 |
|
Flu |
4.31~31.7 |
10.6 |
5.85~65.0 |
22.6 |
4.49~28.7 |
5.83 |
nd~21.9 |
8.81 |
|
Phe |
3.18~11.2 |
6.48 |
0.48~35.6 |
13.8 |
2.24~63.4 |
13.2 |
1.44~87.1 |
15.8 |
|
Ant |
0.51~29.8 |
9.58 |
0.40~10.0 |
4.09 |
1.02~7.50 |
2.81 |
0.97~47.4 |
6.16 |
|
Flt |
0.58~3.49 |
1.48 |
1.05~7.11 |
3.30 |
0.49~7.49 |
1.98 |
0.73~14.5 |
2.53 |
|
Pyr |
0.42~2.04 |
1.25 |
1.18~4.06 |
2.54 |
2.32~6.00 |
2.25 |
0.68~14.0 |
2.51 |
|
BaA |
1.20~7.29 |
4.40 |
0.95~54.9 |
13.89 |
0.14~0.30 |
0.12 |
0.13~24.2 |
0.94 |
|
Chr |
6.39~60.0 |
29.7 |
23.8~134 |
47.9 |
0.29~0.75 |
0.27 |
0.31~3.83 |
1.12 |
|
BbF |
0.25~0.97 |
0.67 |
0.23~1.29 |
0.62 |
1.27~2.70 |
1.09 |
1.11~19.8 |
2.92 |
|
BkF |
0.02~0.60 |
0.40 |
0.04~0.70 |
0.27 |
0.97~2.10 |
0.87 |
0.90~37.2 |
2.24 |
|
BaP |
0.47~25.8 |
18.2 |
10.6~63.9 |
33.0 |
19.1~75.7 |
29.1 |
nd~50.3 |
19.0 |
|
Ind |
0.01~12.6 |
1.45 |
0.01~0.31 |
0.14 |
00.1~00.5 |
0.23 |
nd~70.7 |
1.91 |
|
DahA |
0.03~0.06 |
0.01 |
0.01~0.04 |
0.02 |
00.5~1.05 |
0.41 |
0.48~85.1 |
2.68 |
|
BghiP |
0.01~0.02 |
nd |
0.03~0.16 |
0.07 |
0.52~1.50 |
0.48 |
0.34~48.6 |
1.68 |
|
ΣPAHs |
26.6~701 |
206 |
55.9~649 |
235 |
37.6~269 |
104 |
14.1~547 |
81.7 |
图2-1 空气中多环芳烃总浓度季节分布
Fig.2-1 Concentrations of PAHs in air
with seasonal prevalence
如图2-2和2-3所示，不同环数的PAHs质量浓度差异较大。所研究区域中室内、环境空气中PAHs都是以4环和2~3环为主。这与PAHs性质相吻合，低分子量PAHs亨利常数和蒸气压较高，所以通常主要以气体形式存在；而高分子量PAHs亨利常数和蒸气压较低，则容易从空气中转移到颗粒相中。
图2-2 多环芳烃在环境、室内空气中的比例三角图
Fig.2-2
Proportion triangle figures of PAHs in indoor air
图2-3 多环芳烃在环境、室内空气中的比例三角图
Fig.2-3
Proportion triangle figures of PAHs in outdoor air
2.2 多环芳烃的源解析
特征化合物比值即通过污染物成分和计算出相应的值来判断其来源。本文为了判断室内、外空气中PAHs的来源，分别通过不同特征比值，来判定室内、外空气中PAHs来源。
由表2-3可知，本研究中室外空气Chr/BaA的值大于1；而(Fl/(Fl+Pyr)>0.5；Ind/(Ind+BghiP)的值均不在石油和燃烧源的范围中，来源于石油产品燃烧污染；室外空气中LMW/HMW的值为2.33大于。由此得出，室外空气PAHs以石油污染为主，但也与燃烧来源有关。
表2-3 室外PAHs的特征化合物指数
Table 2-3
Characteristic compound index of PAHs in outdoor air samples
|
特征化合物指数 |
煤、生物质燃料燃烧来源 |
石油产品燃烧 |
石油挥发来源 |
室外空气 |
|
Chr/BaA |
<1 |
- |
>1 |
2.24 |
|
Fl/(Fl+Pyr) |
>0.5 |
0.4~0.5 |
<0.4 |
0.70 |
|
Ind/(Ind+BghiP) |
>0.5 |
0.2~0.4 |
<0.2 |
0.36 |
|
LMW/HMW |
<1 |
- |
>1 |
2.33 |
表2-4 室内PAHs的特征化合物指数
Table 2-4
Characteristic compound index of PAHs in indoor air samples
|
特征化合物指数 |
Chr/BaA |
Fl/(Fl+Pyr) |
Ind/(Ind+BghiP) |
Pyr/BaP |
|
柴油源 |
2.77~5.88[19] |
0.4~0.6[19] |
0.37[29] |
0.16[32] |
|
汽油源 |
0.83~3.57[19] |
0.36~0.88[27] |
0.18[29] |
2.66[32] |
|
香烟源 |
2.27[33] |
0.29~0.72[27] |
0.51[33] |
2.27[34] |
|
烹调源 |
0.85[33] |
0.31~0.61[27] |
0.40[33] |
1.67[34] |
|
燃煤 |
0.83~1[19] |
0.86[27] |
0.56[29] |
1.60[32] |
|
生物质燃料燃烧 |
1.07~1.33[19][33] |
- |
0.62[19] |
0.25~0.7[32] |
|
本文室内空气 |
4.08 |
0.84 |
0.62 |
0.08 |
表2-4为根据文献整理的室内空气的部分特征化合物指数，由表可知，室内空气的Chr/BaA值在柴油源范围内；Fl/(Fl+Pyr)值介于汽油源范围内；而Ind/(Ind+BghiP)值非常接近燃煤、烹调和生物质燃烧的特征值；Pyr/BaP值相比较之下更接近于生物质燃烧和柴油源的特征比值。综上所述，室内空气主要来源于燃煤、交通、香烟、烹调及生物质燃烧。
2.3
风险评估
2.3.1 健康风险评估 本文采用苯并[a]芘毒性等效当量法（TEQ）对空气中PAHs进行潜在健康风险评估。计算公式为：
(2-1)
其中，TEQs
为物质i相对于BaP的总毒性当量浓度；ci为各单体PAH的平均浓度；TEFi为i物质相对于BaP的毒性当量因子。根据上式计算空气样品中总毒性当量浓度，结果如表2-5所示。
表2-5 空气中16种PAHs的毒性当量浓度
Table 2-5 Toxicity equivalent
concentration of PAHs in air samples
|
PAHs |
TEF |
TEQ/ng·m-3 |
|
|
室内空气 |
环境空气 |
||
|
Nap |
0.001 |
0.0637
|
0.0216
|
|
Acy |
0.001 |
0.0011
|
0.0071
|
|
Ace |
0.001 |
0.0039
|
0.0079
|
|
Flu |
0.001 |
0.0120
|
0.0025
|
|
Phe |
0.001 |
0.0124
|
0.0044
|
|
Ant |
0.01 |
0.0566
|
0.0276
|
|
Flt |
0.001 |
0.0023
|
0.0011
|
|
Pyr |
0.001 |
0.0021
|
0.0010
|
|
BaA |
0.1 |
0.4838
|
0.0228
|
|
Chr |
0.01 |
0.1977
|
0.0051
|
|
BbF |
0.1 |
0.1325
|
0.0725
|
|
BkF |
0.1 |
0.0945
|
0.0815
|
|
BaP |
1 |
24.862 |
14.747 |
|
Ind |
0.1 |
0.0933
|
0.0128
|
|
DahA |
1 |
0.7813
|
0.2500
|
|
BghiP |
0.01 |
0.0056
|
0.0022
|
|
ΣTEQ |
|
26.804 |
15.267
|
|
Min |
|
0.0011
|
0.0010
|
|
Max |
|
24.862 |
14.747 |
如表2-5所示，室内空气高于环境空气中的PAHs ΣTEQ，表明室内空气中PAHs的健康风险更高。室内、环境空气中PAHs 毒性当量浓度均超《环境空气质量》中规定标准，具有较高风险。
2.3.2 终生致癌风险评估 在苯并[a]芘毒性等效当量法（TEQ）的基础上，本文采用终生致癌风险法对室内、环境空气中PAHs进行潜在健康风险综合评估。将人群大致分为三类：儿童（5~11岁）、青年（12~19岁）、成人（20~79岁）进行健康风险评估[22]。
呼吸的ILCR计算公式为：
(2-2)
其中，Ci为∑TEQ的浓度（ng·m-3）；CSFi为呼吸致癌强度因子（mg·kg-1·d-1）；BW为体重（kg）；IRi为呼吸速率（m3·d-1）；EF为年暴露频率（d/a）；ED为暴露年数（a），AT为平均寿命（d），cf为转换因子（10-6）。
皮肤接触的ILCR计算公式为：
(2-3)
其中，Cd为∑TEQ的浓度（ng·m-3）；CSFi为皮肤接触致癌强度因子（mg·kg-1·d-1）；AB为皮肤吸收比率；SA为皮肤暴露面积（cm2）；EV为暴露事件频率（e·d-1）；AFd为吸附系数。其他变量取值如下表：
表2-6 不同年龄段的暴露变量取值
Table 2-6 Exposure variables for
different age groups
|
暴露变量 |
类型 |
儿童(5~11)岁 |
青少年(12~19)岁 |
成人(20~79)岁 |
|||
|
男 |
女 |
男 |
女 |
男 |
女 |
||
|
∑TEQ |
室内空气 |
26.804 |
26.804 |
26.804 |
|||
|
环境空气 |
15.267 |
15.267 |
15.267 |
||||
|
BW |
|
32.9 |
59.7 |
70.7 |
|||
|
IRi |
|
14.5 |
15.8 |
15.8 |
|||
|
EF |
室内 |
288 |
288 |
321 |
|||
|
室外 |
77 |
77 |
44 |
||||
|
SA |
|
10140 |
16470 |
17640 |
|||
|
AFd |
|
0.2 |
0.2 |
0.2 |
|||
|
AB |
|
0.31 |
0.31 |
0.31 |
|||
|
CSF |
|
3.9 |
3.9 |
3.9 |
|||
|
AT |
|
25550 |
25550 |
25550 |
|||
表2-7 不同年龄段ILCR值
Table
2-7 Incremental lifetime cancer risk for
different age groups
|
|
室内空气致癌风险 |
环境空气致癌风险 |
|
经呼吸摄入 |
|
|
|
儿童 |
2.01e-6~4.44e-6 |
3.04e-7~6.70e-7 |
|
青年 |
3.52e-6~5.58e-6 |
5.34e-7~8.47e-7 |
|
成人 |
5.88e-6~2.32e-5 |
4.57e-7~1.80e-6 |
|
经皮肤接触摄入 |
|
|
|
儿童 |
8.75e-5~1.92e-4 |
1.32e-5~2.91e-5 |
|
青年 |
2.10e-4~3.32e-4 |
3.18e-5~5.04e-5 |
|
成人 |
3.90e-4~1.54e-3 |
3.03e-5~1.19e-4 |
如表2-7所示，室内空气中ILCR范围为2.01e-6~1.54e-3，环境空气中ILCR范围为
3.04e-7~1.19e-4，室内空气中致癌风险普遍高于环境空气。成人的终生致癌风险较高，其中室内空气中经皮肤吸入风险>10-4，超出USEPA规定的可接收水平，需优先进行防治。经皮肤接触途径的终生致癌风险值高于呼吸暴露途径的风险值，表明在接触污染物的过程中，需减少皮肤与空气污染物的接触，降低终生致癌风险。
3. 总结
本文监测了南京室内、外空气中的PAHs。结果表明，空气浓度水平可达到235 ng·m-3及92.9 ng·m-3。PAHs的季节分布调查表明，室内与环境空气中分布规律不同，室内空气中夏季污染最严重，冬季最低，环境空气中分布规律呈“凹”形。所检测到的气态PAHs中主要以分子量低、挥发性强的2~4环的PAHs为主。环境空气中PAHs的来源以石油污染为主；室内空气则主要为燃煤、交通、香烟、烹调及生物质燃烧。室内、环境空气中PAHs的毒性当量浓度均超过《环境空气质量》中规定阈值，具有高风险。经皮肤接触途径所导致的终生致癌风险明显高于经呼吸暴露途径。
参考文献
[1] TAVAKKOLI E,
RENGASAMY P, SMITH E, MCDONALD G K. European Journal
of Soil Science. 2015, 66(6):
1054-1062.
[2] CAVALLI J F, FEMANDEZ X, LIZZANICUVELIER
L, LOISEAU A M. Food Chemistry.
2004, 88(1): 151-157.
[3] LI G Y, QIAO M, SUN H W, et al.
Pollution Levels of PAHs and Hazardous Assessment to Human Health,
of the Drinking Water Sources with in Pearl River Delta (李桂英，乔梦，孙红卫，等. 珠江三角洲地区饮用水源水中多环芳烃污染现状及人体健康危害的评价研究).
2010.
[4] WANG J Z, ZHU C Z, CHEN T H.
Environmental Sciences Processes & Impacts. 2013, 15(6): 1104-1112.
[5] DUBOUDIN C, CIFFROY P, MAGAUD
H. Environmental Toxicology & Chemistry. 2004, 23(2): 489-499.
[6]
CACHADA A, PATO P, ROCHASANTOS
T, DUARTE A C, SILVA E F. Science of the
Total Environment. 2012, 430(430):
184-192.
[7]
RAJPUT N, LAKHANI A.
Environmental Monitoring & Assessment. 2009, 150(1-4): 273-284.
[8]
ZHANG G, ZANG X, Li Z, WANG C, WANG Z. Talanta. 2014, 129(129C): 600-605.
[9] SOCLO H H, GARRIGUES P, EWALD
M. Marine Pollution Bulletin. 2000, 40(5):
387-396.
[10] KHALILI N R, SCHEFF P A, HOLSEN
T M. Atmospheric Environment. 1995, 29(4):
533-542.
[11] GUNDEL L A, DALSEY J M, CARVALHO
L R F D, KADO N Y, SCHUETZLE D. Environmental
Science & Technology. 1993, 27(10):
2112-2119.
[12] YANG H H, TSAI C H, CHAO M R, SU Y L, CHIEN S M. Atmospheric
Environment. 2006, 40(7): 1266-1274.
[13] ALEXEEFF G V. Regulatory Toxicology
& Pharmacology Rtp. 1998, 28(1):
45.
[14] REPORT I. Dermal Exposure
Assessment : Principles and Applications. 1992.
[15] WANG X, WANG Y, QIN Y, DING L, CHEN Y, XIE F. Talanta. 2015, 140: 102-108.
[16] JACQUEZ G M, GREILING D A.
International Journal of Health Geographics. 2003, 2(1): 1-22.
[17] AGENCY C I D. Human Health Risk
Assessment.
[19] NISBET I C, LAGOY P K.
Regulatory Toxicology & Pharmacology Rtp. 1992, 16(3): 290.
[20] APPLEYARD R K. Commission of
the European Communities. Springer Netherlands, 1985: 81-91.
[21] SOLTANI N, KESHAVARZI B, MOORE
F, TAVAKOL T, LAHIJANZADEH A R, JAAFARZADEH N, KERMANI M. Science of the
Total Environment. 2014, 505C(6):
712-723.
[22] SWARTJES F A. Risk Analysis.
1999, 19(6): 1235-1249.
[23] Chinese Research Academy of Environmental Sciences. National
Standard of the People’s Republic of China Ambient Air Quality Standard. China
Environmental Science Press(中国环境科学研究院. 环境空气质量标准. 中国环境科学出版社), 2012: 71.
[25] ZHANG Q H, SHI Y Y, LI D, et al. Environmental Science & Technology (张强华, 石莹莹, 李东, 等. 环境科学与技术), 2007, 30(10):42-44.
[26] WU M H, CHEN L L, CHEN Z Y, et al. Journal of
Shanghai University (吴明红, 陈镠璐, 陈祖怡, 等.上海大学学报(自然科学版)), 2014, 20(4):521-530
[27] WANG J.
Sources and Fate of Polycyclic
Aromatic Hydrocarbon(PAHs) in air of Hangzhou. Zhejiang University (王静. 杭州市空气中PAHs污染源及归宿研究. 浙江大学), 2004.
[28] PAOLA
D V, BEATRICE C, ANGELA c, FIORINO F,
FRECENTESE F,
MAGLI E,
ONORATI G
, SACCONE I,
SANTAGADA V,
SETTIMO G,
SEVERINO B,
PERISSUTTI E.
Atmospheric Environment, 2016, 129:186-196.
[29] MENG C P, YANG L X, DONG C, et
al. Environmental Chemistry
(孟川平, 杨凌霄, 董灿, 等. 环境化学). 2013(5): 719-725.
[30] NAUMOVA
Y Y , EISENREICH S J , TURPIN B J , JONES J,
KWON J,
MABERTI S,
MORANDI M T, NAUMOVA Y Y,
SHENDELL D,
STOCK T H,
TOTTEN L A,
TURPIN B J,
WALL S J,
WEISEL C P,
WINER A M.
Environmental Science & Technology, 2002, 36(12):2552-2559.
[31].
LI J, ZHANG G, QI JH. Environmental Chemistry (李军，张干，祁士华.环境科学), 2004, 25(3):7-13.
[32] LU C G, GAO X, YU Q, et al. Journal of Fudan
University (陆晨刚, 高翔, 余琦, 等.复旦学报(自然科学版)). 2006, 45(6): 30-34.
[33] ZHANG L W, BAI Z P, YOU Y, et
al. Research of
Environmental Sciences (张利文, 白志鹏, 游燕, 等.环境科学研究). 2006, 19(6): 68-74.
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