深圳市大氣中多環(huán)芳烴的污染特征與來源識別

李志剛,周志華,李少艾,劉德全 (深圳市環(huán)境監(jiān)測中心站,廣東 深圳 518009)

深圳市大氣中多環(huán)芳烴的污染特征與來源識別

李志剛,周志華,李少艾,劉德全*(深圳市環(huán)境監(jiān)測中心站,廣東 深圳 518009)

利用大流量主動采樣器于2009年12月～2010年1月及2010年6月,分冬季與夏季兩批次對深圳市13個點位進(jìn)行大氣樣品采集,檢測其氣相及顆粒相中總的多環(huán)芳烴(PAHs)濃度.結(jié)果表明,冬季深圳市大氣中總PAHs的濃度為17.9～92.3ng/m3,平均值為45.3ng/m3;夏季總PAHs濃度范圍為8.64～96.3ng/m3,平均值為32.2ng/m3.兩個季節(jié)PAHs單體中均以3～4環(huán)為主,占總濃度的75%以上;單個組分與總量的相關(guān)性分析表明,夏季明顯優(yōu)于冬季.來源分析表明,冬季大氣中PAHs來源比夏季更為復(fù)雜,通過特征分子比值法推斷冬季PAHs主要來源于石油源、燃煤、機(jī)動車尾氣排放;夏季主要來源于機(jī)動車尾氣排放.利用毒性當(dāng)量因子法和致癌風(fēng)險評價其污染水平和毒性風(fēng)險,結(jié)果表明深圳市大氣中PAHs污染與國內(nèi)部分城市相比,處于較低水平.

深圳；大氣；多環(huán)芳烴；污染特征

多環(huán)芳烴(PAHs)作為優(yōu)先控制的有毒有害污染物,具有致癌、致畸、致突變性等毒性,且在環(huán)境中廣泛分布[1].大氣中 PAHs主要來源于人類的活動,如汽車尾氣的排放、工業(yè)燃料的不完全燃燒、煤的燃燒、垃圾焚燒以及工業(yè)排放等[2]. PAHs污染受到國內(nèi)外學(xué)者的持續(xù)關(guān)注[3-7].由于PAHs的組分多、來源復(fù)雜,多存在于氣相與大氣顆粒物中,所以綜合分析兩相中的PAHs含量,準(zhǔn)確掌握其在地區(qū)環(huán)境中濃度變化情況,弄清污染物的來源,才能使防治工作有的放矢.深圳市在過去的三十多年中經(jīng)濟(jì)得以迅猛發(fā)展,但大氣環(huán)境污染問題也日益嚴(yán)重.一些學(xué)者在這方面做了大量有深度的研究[8-10],但是尚未有人以深圳市為研究對象,分冬、夏兩季全面調(diào)查大氣中 PAHs的污染情況.

本研究按功能組別選取深圳市13個代表性點位,分冬季和夏季2個階段采樣,研究深圳市大氣中 PAHs的污染特征并進(jìn)行初步來源識別.

1 材料與方法

1.1 樣品采集

所設(shè)置的13個采樣點,分別為洪湖公園、博物館、中心公園、濱河子站、華僑城小學(xué)、南油小學(xué)、月亮灣、文匯中學(xué)、龍崗區(qū)幼兒園、龍園山莊、鹽田中學(xué)、中興學(xué)校、葵涌二小.布點原則以功能區(qū)為主,結(jié)合當(dāng)?shù)氐慕?jīng)濟(jì)社會發(fā)展情況,力求反映整個深圳市有代表性的環(huán)境空氣質(zhì)量特征信息.采樣點周圍開闊,無高大樹木和建筑物遮擋,25m范圍內(nèi)沒有污染源.采樣高度約為1.5m,位于人群呼吸帶范圍.其中洪湖公園、博物館、中心公園、濱河子站3個點為市中心區(qū),人口密集,交通發(fā)達(dá);龍崗區(qū)幼兒園、龍園山莊2個點周圍有垃圾焚燒廠;月亮灣點位周圍有一火力發(fā)電廠;文匯中學(xué)、南油小學(xué)位于市工業(yè)區(qū);華僑城小學(xué)位于市風(fēng)景文化區(qū);鹽田中學(xué)、中興學(xué)校、葵涌二小作為市東部海岸線3個點.本次研究分冬季、夏季兩個時期采集大氣樣品,冬季采樣時間從2009年12月22日至2010年1月30日,夏季采樣時間從2010年6月2日至2010年6月25日(表1).

表1 大氣樣品采樣點及氣象參數(shù)Table 1 The sampling sites and meteorological parameters

每個樣品采集時間 24h,設(shè)定采樣流速為225L/min,最后采樣體積根據(jù)采樣器顯示的實際采樣體積確定,實際采樣體積應(yīng)在300m3左右.采樣器為TCR TECORA大流量空氣采樣器,利用玻璃纖維濾膜(102mm×102mm,孔徑0.1μm)采集顆粒物樣品,聚氨基甲酸酯泡沫(PUF, 6.3cm×7.5cm,密度 0.016g/cm3)收集氣相樣品.采樣前,將濾膜置于450℃的馬弗爐中烘5h,密封到鋁箔中備用;空白PUF用乙醚、正己烷混合溶劑索氏抽提 24h,放到真空干燥器中干燥.采樣前在PUF中心加入1μg采樣代標(biāo)熒蒽-D12.

1.2 樣品前處理

實驗室所用溶劑均為農(nóng)殘級,無水硫酸鈉使用前于450 ℃的馬弗爐中烘5h保存于干燥器中.采集后的樣品采用索氏抽提提取,索氏抽提的紙?zhí)淄灿?%的乙醚/正己烷混合溶劑索氏抽提24h,于真空干燥器中干燥.樣品在抽提前加入2種提取代標(biāo),1μg芴-D10和1μg芘-D10,用5%的乙醚/正己烷混合溶劑抽提 24h.萃取液用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀濃縮近干,過商品化的SPE硅膠小柱,用10mL二氯甲烷和正己烷混合液(體積比,1:1)淋洗層析柱,層析液用溫和干燥氮氣氮吹至0.5mL左右,加入混合內(nèi)標(biāo)(1,4-二氯苯-D4, 萘-D8,苊-D10,菲-D10,-D10,苝-D10)0.5μg,正己烷定容至 1mL,用于GC-MS分析.

1.3 標(biāo)樣及儀器測定

美國環(huán)保局規(guī)定的16種優(yōu)控PAHs標(biāo)樣購于 AccuStandard公司,分別為:萘(Nap)、苊烯(Acy)、苊(Ace)、芴(Flu)、菲(Phe)、蒽(Ant)、熒蒽(Fla)、芘(Pyr)、苯并[a]蒽(BaA)、(Chr)、苯并[b]熒蒽(BbF)、苯并[k]熒蒽(BkF)、苯并[a]芘(BaP)、茚并[1,2,3-cd]芘(IcdP)、二苯并蒽(DBahA)、苯并[g,h,i]苝(BghiP).

標(biāo)準(zhǔn)和樣品的定性和定量由美國 Agilent 6890型氣相色譜儀配5973MSD型檢測器完成.色譜柱為 HP-5MS毛細(xì)管色譜柱(30m× 0.25mm×0.25μm),載氣為高純 He,柱前壓為0.03MPa,線速度為 37cm/s,進(jìn)樣口及傳輸線溫度均恒為280℃,不分流進(jìn)樣.升溫程序為:初始溫度60℃保持 2min,然后以 5℃/min速度升溫至300℃,保留5min.質(zhì)譜條件為:EI電離源,70eV,質(zhì)量范圍為45～550amu,倍增器電壓為2300V,離子源溫度為230℃.

1.4 質(zhì)量控制與質(zhì)量保證

實驗過程中所有操作都經(jīng)過嚴(yán)格質(zhì)量控制,為檢驗空白污染,13個采樣點共設(shè)置2個場地空白和3個實驗室空白,實驗結(jié)果表明操作過程中有少量的Nap污染,其余均未檢出.3種代標(biāo)的回收率分別為:熒蒽-D12(85±10)%、芴-D10(65±10)%、芘-D10(88±6)%.文中給出的數(shù)據(jù)均經(jīng)過空白校正和代標(biāo)回收率校正.

2 結(jié)果與討論

2.1 PAHs的污染現(xiàn)狀

對深圳市冬、夏兩季 13個點位的大氣中PAHs測試結(jié)果表明,16種美國EPA優(yōu)控PAHs單體基本都有不同程度的檢出(表 2).對每個采樣期中13個點位分別進(jìn)行算術(shù)平均分析,如圖1所示,冬季樣品主要以3環(huán)PAHs為主,占總含量的50%,而在夏季則體現(xiàn)出4環(huán)PAHs為主,占總含量的61%.2環(huán)的萘在2個采樣季節(jié),含量都比較低,分別占總含量的 2%,1%.5環(huán)和 6環(huán)PAHs含量差別不大,基本在 7%～8%之間.從分析結(jié)果可知,深圳市大氣中PAHs主要以3環(huán)、4環(huán)為主,冬夏兩采樣時期分別占總含量的83%、84%.低環(huán)的PAHs含有較高的蒸氣壓,容易揮發(fā),2～3環(huán)PAHs主要集中在氣相,而高分子量的5～6環(huán)PAHs因具有低的揮發(fā)性而較易吸附在顆粒物上,而4環(huán)的PAHs在兩相中都能穩(wěn)定存在.

表2 深圳市大氣中16種PAHs的濃度(ng/m3)Table 2 PAHs concentration in Shenzhen air (ng/m3)

圖1 冬、夏兩季PAHs比例分布情況Fig.1 Proportion distribution of PAHs in summer and winter

已有的文獻(xiàn)資料中,主要以氣溶膠或者PM10為研究對象[11-14],研究顆粒物中的PAHs含量分布情況.從本次調(diào)查情況看,氣相中PAHs甚至占主要部分.由圖2可知,冬季∑PAHs質(zhì)量濃度范圍為17.9～92.3ng/m3,平均為45.3ng/m3,最大值出現(xiàn)在博物館采樣點,最小值在華僑城小學(xué)采樣點.博物館位于市中心區(qū),但是與龍園山莊的垃圾焚燒廠相距不遠(yuǎn),在主導(dǎo)風(fēng)向東北風(fēng)影響下,可能會在博物館附近有最佳沉降位置.龍園山莊的含量僅為 34.9ng/m3,華僑城小學(xué)位于風(fēng)景區(qū),綠化比較好,表現(xiàn)出相對低含量.其他各點中,龍崗區(qū)幼兒園點 PAHs含量次高,達(dá)到 62.3ng/m3,主要是因為附近有垃圾焚燒廠和醫(yī)學(xué)廢物焚燒廠緣故.位于交通干線的洪湖公園、濱河子站相對較高,分別達(dá)到 59.32,59.49ng/m3,與火力發(fā)電廠附近的月亮灣采樣點相當(dāng)(57.03ng/m3).處于工業(yè)區(qū)的南油小學(xué)和文匯中學(xué)點位含量分別為42.6,38.0ng/m3,中心公園和海岸線上三個點位(鹽田中學(xué)、中興學(xué)校、葵涌二小)則相對比較低,含量范圍為23.91～37.05ng/m3.而在夏季,∑PAHs質(zhì)量濃度范圍為 5.53～96.3ng/m3,平均值為32.2ng/m3,最大值出現(xiàn)在龍崗區(qū)幼兒園采樣點,最小值在中興學(xué)校采樣點.而博物館本次采樣處于較低水平,含量為26.6ng/m3,低于13個點位的平均水平,從而可以說明由于夏季風(fēng)向的改變,龍園山莊垃圾焚燒廠產(chǎn)生的 PAHs對其貢獻(xiàn)很小,而博物館位于市中心區(qū),附近主要為商業(yè)區(qū),本身沒有大的污染源.龍崗區(qū)幼兒園在夏季含量達(dá)到最高值,主要還是由于垃圾和醫(yī)療廢物焚燒廠排放的緣故. 南油小學(xué)、龍園山莊、中心公園、月亮灣都表現(xiàn)出相對較高的含量,高于平均水平.鹽田中學(xué)、中興學(xué)校、葵涌二小、華僑城小學(xué)等采樣點含量都很低,尤其是中興學(xué)校和華僑城小學(xué),分別為5.53、8.64ng/m3,基本處于背景值水平,未受PAHs的污染.可以看出夏季13個采樣點的∑PAHs濃度變化幅度遠(yuǎn)大于冬季的變化幅度.夏季∑PAHs濃度最大值是最小值的 17倍,而冬季的最大值是最小值的 5倍.夏季∑PAHs濃度在10以下的有4個點,而∑PAHs濃度在40以上的則有5個點,其余4個點處于中間濃度水平.而在冬季∑PAHs濃度在30～60ng/m3范圍內(nèi)的點位達(dá)到9個.

表3 枯水期、豐水期各單體與∑PAHs線性相關(guān)性Table 3 The concentration correlation analysis of monomers and ∑PAHs in two sampling periods

對冬季和夏季每個點位每個化合物對∑PAHs濃度相關(guān)性進(jìn)行了研究,如表3所示,夏季時5、6環(huán)PAHs都有比較好的相關(guān)性.在低環(huán)部分,冬季菲、芘,夏季蒽、熒蒽均與總量具有較好的相關(guān)性.整體而言,夏季大部分單體PAHs與總∑PAHs濃度相關(guān)性優(yōu)于冬季,可以初步判斷,冬季 PAHs來源比夏季時更復(fù)雜.在全國大部分城市,冬季有供暖情況,燃煤會釋放大量 PAHs;冬夏溫差大,在夏季 PAHs會受紫外線照射下發(fā)生光降解等因素的影響,所以夏季∑PAHs濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于冬季的∑PAHs濃度.由于深圳市屬于亞熱帶海洋性氣候,不存在因供暖而產(chǎn)生的大量燃煤廢氣排放,所以∑PAHs平均濃度變化不是很大,冬季平均∑PAHs質(zhì)量濃度為45.3ng/m3,而夏季則為 32.2ng/m3.兩個采樣時期的∑PAHs濃度變化為5.53～96.3ng/m3,平均值為38.8ng/m3,與加拿大多倫多地區(qū) PAHs濃度相當(dāng)(3.53～61.4ng/m3)[15].我國北方哈爾濱的∑PAHs濃度46.47～132.41ng/m3[16];大連市采暖期的大氣中的PAHs含量為 33.5～191.8ng/m3;西南攀枝花市的大氣顆粒物中的總 PAHs含量為 24.56～2569.66ng/m3[17];北京 PM10中的 PAHs為 25.7～1018.8ng/m3[18];1996年深圳工業(yè)區(qū)∑PAHs平均濃度為18.02ng/m3[8].通過比較可見,深圳市PAHs的污染較其他城市相對較輕,并且從 20世紀(jì) 90年代中期到現(xiàn)在,含量有所增加,但不顯著.根據(jù)已有文獻(xiàn),對珠江三角洲地區(qū)大氣中的PAHs含量進(jìn)行比較:廣州 2001年大氣中顆粒相中的∑PAHs濃度為4.7～98.7ng/m3[19],2004年廣州市區(qū)和郊區(qū)中大氣中 PAHs(氣相+顆粒相)濃度分別為49.33～329.37,30.11～97.97ng/m3[20];2003年珠江口及南海近海海域大氣中PAHs(氣相+顆粒相)濃度為 49.6～256.6ng/m3[8].劉國卿等[9]報道了 2006～2007年深圳市南頭半島后海灣片區(qū)的大氣中 16種優(yōu)控 PAHs總含量為100.7～178.6ng/m3(氣相+顆粒相),明顯高于本次調(diào)研冬夏兩個時期平均值,也高于兩個時期的最高值(夏季,龍崗區(qū)幼兒園,96.3ng/m3).原因可能是采樣地點位于交通主干道,并且附近有燃煤發(fā)電廠和垃圾焚燒發(fā)電廠.通過比較發(fā)現(xiàn),深圳市大氣中PAHs雖然在某些重點污染地區(qū)含量會比較高,但是平均而言在整個珠江三角洲地區(qū)處于較低水平.

圖2 冬、夏兩季各采樣點∑PAHs濃度Fig.2 The ∑PAHs concentrations of thirteen sampling sites during sampling period

2.2 PAHs的源解析

目前用于大氣中PAHs來源的研究主要有特征標(biāo)志化合物法、輪廓圖法、化學(xué)質(zhì)量平衡法(CMB)和多元統(tǒng)計法等[19].其中,特征標(biāo)志化合物簡單易行,是最常用的一種辨別大氣中PAHs污染源的定性方法.根據(jù)以前研究成果,Ant/ (Ant+Phe)比值＜0.1被認(rèn)為是化石燃料的燃燒為主要污染源(石油源),而＞0.1主要污染源則為生物質(zhì)燃燒源[21].BaA/(BaA+Chr)的比值＜0.2被認(rèn)為是石油源,＞0.35為燃燒源,0.2～0.35則為兩者的混合來源[22].本研究中冬季樣品的Ant/(Ant+ Phe)比值均＜0.1,可認(rèn)為是石油源,而在夏季 Ant/(Ant+Phe)比值＞0.1,可認(rèn)為是燃燒源;而冬季和夏季的 BaA/(BaA+Chr)的比值均＞0.35,主要是燃燒源.這兩個比值說明了冬季的石油源和燃燒源對PAHs貢獻(xiàn)都占據(jù)了重要作用,而夏季主要為燃燒源. BaP/BghiP的比值也被常用于判斷污染類型,比值在 0.3～0.44為交通污染,而比值為0.9～6.6時為燃煤污染,處于二者之間則表明是燃煤和交通的混合污染[23].本研究中,冬夏樣品該比值分別為0.61、0.43,冬季同時有燃煤和交通的混合污染,而夏季比值正好在交通污染的范圍內(nèi).同時考察了Fla/(Fla+Pyr)的比值,一般認(rèn)為,接近0.4為石油源,0.6～0.7主要是為機(jī)動車尾氣排放,＞0.7為草、木材、秸稈等燃燒[24].本研究中,冬夏的Fla/(Fla+Pyr)的比值都在0.6～0.7范圍內(nèi), 表明機(jī)動車尾氣的排放是主要來源.IcdP存在于石油中,通常用 IcdP/BghiP比值來判斷汽車燃料的類型,其中汽油車的范圍為0.6～1.5,柴油車的值為 1.3,煤燃燒的值為 1.09[23].本研究中,冬季該比值為1.04,表明可能包括煤燃燒和汽油車、柴油車尾氣排放等共同作用;而夏季的值為0.95,主要為汽油車尾氣排放.綜上所述,在冬季,大氣中PAHs的來源比較復(fù)雜,主要有石油源、燃煤、機(jī)動車尾氣排放等共同作用,而夏季的各個比值都表明其來源比較單一,主要為機(jī)動車尾氣的排放,且以汽油車為主.深圳有不少垃圾焚燒廠和火力發(fā)電廠等明顯污染源的存在,在冬夏兩季不存在明顯的排放差異,究其原因,可能是夏季大量的降雨妨礙了PAHs污染源的長途傳輸,因此機(jī)動車尾氣排放等可通過短途傳輸方式成為采樣區(qū)域最主要的PAHs污染來源.比值法的結(jié)果也與通過PAHs單體與總量的相關(guān)性研究得出的判斷結(jié)果一致.

2.3 PAHs健康風(fēng)險評價

苯并(a)芘(BaP)是一種具有強(qiáng)致癌性、強(qiáng)致畸活性的PAHs,WHO和我國規(guī)定的BaP濃度限值分別為1,10ng/m3.在本次研究中, BaP都能被不同程度的檢出,冬季其濃度變化范圍為 0.18～1.86ng/m3,夏季的濃度變化范圍為 0.13～2.63ng/m3.只有少量幾個點BaP濃度超過WHO標(biāo)準(zhǔn),基本都在WHO規(guī)定的限值以下;所有的點BaP濃度都低于我國規(guī)定的限值;說明采樣時期深圳市的BaP污染較輕.由于16種PAHs都有不同程度的毒性,根據(jù)Nisbet等[25]于1992年引入的毒性當(dāng)量因子(TEF)計算每個PAHs單體的毒性當(dāng)量濃度(BaPeq),從而得出總毒性當(dāng)量濃度(∑BaPeq).結(jié)果顯示,∑BaPeq冬季和夏季分別為2.04,1.29ng/m3,低于我國對BaP規(guī)定的限制,與廣州市2004年廣州市大氣中∑BaPeq相當(dāng)(市區(qū)、郊區(qū)分別為1.17、0.76ng/m3).美國EPA還有一種評價毒性的方法為致癌風(fēng)險和非致癌風(fēng)險值[26],通過大量的動物實驗得出每個POPs單體的致癌斜率因子和非致癌參考劑量等相關(guān)參數(shù),得出人體被該化合物致癌的概率因子和非致癌的容許濃度.致癌風(fēng)險(TR)表示暴露于致癌物中而導(dǎo)致的人一生中超過正常水平的癌癥發(fā)病率,可通過式(1)計算:

對低劑量暴露:TRi=CDIi?SFi

對高劑量暴露:TRi=1-exp(-CDIi?SFi)

SFi=IURi(μg/m3)?60(kg)?1000(μg/mg)/13(m3/d).

式中: SFi為污染物的致癌斜率因子,(kg?d)/mg,若用低劑量暴露公式得到的計算值大于 0.01,則換用高劑量暴露公式計算.計算多種物質(zhì)多種途徑的風(fēng)險時,一般將它們的致癌風(fēng)險相加,得出總的致癌風(fēng)險,而不考慮它們之間的協(xié)同和拮抗作用.CDIi表示通過i途徑進(jìn)入人體的污染物日攝入劑量值,mg/(kg?d).IURi為單位吸入風(fēng)險參數(shù),通過美國環(huán)保局網(wǎng)站查得.人體每天接觸的污染物的途徑有很多種,公式僅考慮大氣污染一種途徑.將16種PAHs單體通過TEF折算成BaP的濃度. 結(jié)果顯示,冬季總致癌風(fēng)險為 2.24×10-6,夏季總致癌風(fēng)險為 1.41×10-6,冬季致癌風(fēng)險大于夏季致癌風(fēng)險.US EPA 推薦的可接受致癌風(fēng)險指數(shù)為 10-4～10-6,國際輻射防護(hù)委員會(ICRP)推薦的最大可接受值5.0×10-5,因此深圳市大氣中PAHs致癌風(fēng)險處于正?？山邮艿姆秶鷥?nèi)(致癌風(fēng)險為1.0×10-6,即說明 100萬受暴露者中增加一例癌癥),進(jìn)而也說明在采樣期間深圳市PAHs對人體健康的風(fēng)險還是比較輕微.

3 結(jié)論

3.1 深圳市在2009年12月～2010年1月和2010年6月這兩個時期內(nèi),PAHs的污染較全國其他地區(qū)相對較輕,并且這兩個時期的∑PAHs濃度變化不大.從單個采樣點看,垃圾焚燒會對區(qū)域的多環(huán)芳烴含量帶來顯著增高.

3.2 深圳市在冬季 PAHs主要來源于石油源、燃煤、機(jī)動車尾氣排放,而夏季則主要是由汽油機(jī)動車的尾氣排放.

3.3 深圳市 PAHs濃度對人體的健康風(fēng)險影響比較輕微.

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Pollutant characterization and source identification of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in Shenzhen atmosphere.

LI Zhi-gang, ZHOU Zhi-hua, LI Shao-ai, LIU De-quan*(Shenzhen Environmental Monitoring Center Station, Shenzhen 518009, China). China Environmental Science, 2011,31(9)：1409～1415

Air samples of thirteen sampling sites in Shenzhen were collected by the active high volume air sampler during December 2009 to January 2010 and June 2010. The PAHs in both air phase and particulates phase were analyzed, and the results showed that the concentrations of ∑PAHs in winter ranged from 17.9 to 92.3ng/m3, with average concentration of 45.3ng/m3, whereas in summer, the ∑PAHs concentrations scanned from 8.64 to 96.3ng/m3, with average concentration of 32.2ng/m3. The three to four rings PAHs occupied large proportion in all samples, which accounted for at least 75%. The concentration correlation analysis of monomers and ∑PAHs in two sampling periods demonstrated that the correlation in summer was better than that in winter. And the PAHs pollutants resources in winter were more complex than that in summer. The conclusion were also proved by the diagnostic ratio method, the oil and coal combustion, moter vehicles emission were the main resources in winter, but the main source in summer was only the motor vehicles emission. The toxic equivalence factor (TEF) and canceraganic risk assessment showed that the pollution of PAHs in Shenzhen city was still under a low level in comparison with other cities in China.

Shenzhen；atmosphere；polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)；pollutant characterization

X513

A

1000-6923(2011)09-1409-07

2010-11-19

深圳市人居環(huán)境委員會專項資金

* 責(zé)任作者, 教授級高級工程師, dqnliu@tom.com

李志剛(1983-),男,安徽池州人,博士,主要從事晶體結(jié)構(gòu)分析與有機(jī)分析研究.發(fā)表論文20余篇.