环境科学  2016, Vol. 37 Issue (1): 28-34   PDF    
引用本文
张恒, 周自强, 赵海燕, 熊正琴. 青奥会前后南京PM2.5重金属污染水平与健康风险评估[J]. 环境科学, 2016, 37(1): 28-34.
ZHANG Heng, ZHOU Zi-qiang, ZHAO Hai-yan, XIONG Zheng-qin. Pollution Level and Health Risk Assessment of Heavy Metals in Atmospheric PM2.5 in Nanjing Before and After the Youth Olympic Games[J]. Environmental Science, 2016, 37(1): 28-34.
青奥会前后南京PM2.5重金属污染水平与健康风险评估
张恒 , 周自强, 赵海燕, 熊正琴     
南京农业大学资源与环境科学学院, 江苏省低碳农业与温室气体减排重点实验室, 南京 210095
收稿日期: 2015-06-08; 修订日期: 2015-08-15.
基金项目: 国家自然科学基金项目(41171238,41471192);中央高校基本科研业务费专项(KYTZ201404)
作者简介: 张恒(1991~),男,硕士研究生,主要研究方向为碳氮循环与大气环境,E-mail:2013103093@njau.edu.cn
通讯联系人,熊正琴,E-mail:zqxiong@njau.edu.cn
摘要: 人类活动对大气环境的影响已成为人们关注的焦点. 于青年奥林匹克运动会(青奥会,Youth Olympic Games)召开前后(2014年4~9月)动态监测南京大气中PM2.5及其6种重金属质量浓度和污染特征,并分析其健康风险. 结果表明,观测期间PM2.5质量浓度变化范围为26.39~80.31 μg ·m-3,青奥会前的4、5和7月大气中PM2.5质量浓度均达到国家空气质量二级标准(24 h质量浓度限值75 μg ·m-3),青奥会期间达到国家空气质量一级标准(24 h质量浓度限值35 μg ·m-3). 青奥会结束后,空气污染出现反弹,大气PM2.5质量浓度平均值为76.14 μg ·m-3. 观测期间大气PM2.5中重金属离子质量浓度的变化特征并不一致,主成分分析表明,污染物源排放是影响PM2.5重金属离子质量浓度变化最重要因素. 青奥会期间PM2.5及重金属离子质量浓度均降至观测期间最低值,这与召开青奥会所采取的一系列政策干预减排措施发挥作用有关. PM2.5中Cd、Cu、Ni、Pb通过呼吸和皮肤暴露的健康风险值均在可接受水平范围内,而Cr存在较大的致癌风险; Mn通过呼吸暴露对成年男性造成较大的非致癌风险; 同时PM2.5中6种重金属通过皮肤暴露对儿童也造成较大非致癌风险.
关键词: 青奥会     PM2.5     重金属     污染水平     健康风险评估    
Pollution Level and Health Risk Assessment of Heavy Metals in Atmospheric PM2.5 in Nanjing Before and After the Youth Olympic Games
ZHANG Heng, ZHOU Zi-qiang, ZHAO Hai-yan, XIONG Zheng-qin    
Jingsu Key Laboratory of Low Carbon Agriculture and GHGs Mitigation, College of Resources and Environmental Sciences, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China
Abstract: The influence of human activities on the atmospheric environment has attracted people's attention. This study reported the dynamic changes in PM2.5concentration, its heavy metal compositions and health risk assessment from April to September, 2014 in Nanjing when the Youth Olympic Games (YOG) was held. The results showed that the mass levels of PM2.5 ranged from 26.39 to 80.31 μg ·m-3 from April to September. The mass levels of PM2.5met the level Ⅱ standard of ambient air quality in China (24 h average concentration, 75 μg ·m-3) in months of April, May and July while met the level Ⅰ standard (24 h average concentration, 35 μg ·m-3) in August during the YOG. The average mass concentration of PM2.5reached 76.14 μg ·m-1 after the YOG, showing resilience of air pollution. The variations of heavy metals were not consistent with each other throughout the observation period. Principal component analysis indicated that emission sources significantly affected the variations of PM2.5 and its heavy metals. PM2.5 and all of the heavy metals decreased to their minimum values during the YOG, indicating the effectiveness of those temporary measures for reducing atmospheric pollutant before and during the YOG. The health risks of Cd, Cu, Ni and Pb in PM2.5 via breathing and dermal contact exposure were all within the acceptable ranges, but potential carcinogenic risk existed for Cr in PM2.5. There was potential non-carcinogenic health risk for adult males via breathing of Mn and greater non-carcinogenic health risk for children via dermal contact exposures to all these 6 heavy metals.
Key words: Youth Olympic Games     PM2.5     heavy metal     pollution level     health risk assessment    


随着中国经济的快速发展，工业、 交通、 能源排放的污染物急剧增加，导致中国大部分地区都暴露于较高的大气颗粒物水平下. 大气颗粒物已成为重要的空气污染物[1]，其中大气颗粒物 PM2.5危害最大，是各地城市生活中不可避免的一部分[2].

PM2.5是指悬浮在大气中空气动力学等效直径小于等于 2.5 μm的颗粒物. 与较粗颗粒物相比，PM2.5比表面积更大[3]，对重金属的携带能力更强，铅(Pb)、 锰(Mn)、 镉(Cd)、 锑(Sb)、 锶(Sr)、 砷(As)、 镍(Ni)、 硫酸盐和多环芳烃等含量更高； 所含有害物质在环境中滞留时间长、 输送距离远，易进入人体支气管和肺泡区，对人体危害大[4, 5]. 短期或长期暴露于 PM2.5中，可导致心肺系统的患病率及人群死亡率升高，也可能诱发癌症[6]. PM2.5中重金属通过肺部呼吸作用进入人体并发生沉积，导致人体机能的功能性障碍和不可逆转性损伤，从而对人体造成危害[7]. 国际环境流行病学证实，长期接触重金属离子 Cr会导致气短、 咳嗽、 气喘、 鼻中隔、 支气管炎、 肺功能和肺炎等呼吸系统疾病出现[8]. 其他研究表明，过量 Pb使人贫血，损害神经系统和脑； Mn和 Cd会损坏人的神经和肾脏； Ni和 Cr具有致癌性等[9]. 研究发现，中国约 120万居民的提前死亡与 PM2.5污染相关[10]. 因此,开展人体对空气颗粒物中重金属暴露的健康风险评价对于科学制定空气污染防治与管理相关的法律法规和政策标准十分重要.

国外 PM2.5中重金属监测研究集中于 PM2.5排放源谱、 源解析和健康影响方面[11, 12, 13, 14]，我国则集中于研究 PM2.5的特征和来源[15, 16, 17]，较少关注对人体健康的影响. 我国缺乏 PM2.5长期监测数据，更缺少研究 PM2.5的健康效应. 同时，我国颁布的《环境空气质量标准》(GB 3095-2012)仅将 Pb列为常规监测指标，将 Cd、 Hg、 As以及Cr(Ⅵ)则列为附录 A的参考指标，其他致癌重金属则尚未涉及，因此，我国缺乏对大气环境致癌重金属的全面评价，更无对人体危害的风险评估. 如何采取有效措施控制城市大气污染，减少人群健康的危害，已成为目前我国城市发展面临的重要任务.

利用青奥会于 2014年 8月 8日在南京召开之机，动态监测南京市 PM2.5污染现状及 PM2.5中重金属污染水平，开展健康风险评价，有助于了解人为措施及政策干预对 PM2.5污染控制及 PM2.5中重金属健康风险的影响，以期为制定有效的污染控制措施提供科学依据.

1 材料与方法 1.1 采样地点和方法

采样地点位于江苏省南京市南京农业大学主楼楼顶 (32°02′N,118°50′E)，距离地面约10 m，周围无高大建筑物遮挡，附近无工业污染源，观测数据可以较好反映南京城市平均污染水平.

采样过程严格按照大气颗粒物样品采集标准进行[18]. 在 2014年 4月-2014年 9月期间，用 TH-150C中流量大气 PM2.5采样器(武汉天虹仪表有限责任公司)进行 PM2.5样品采集，采样滤膜为直径 90 mm的玻璃纤维滤膜，采样流量为 100 L ·min-1，每次采样持续 23 h，采样时段为 10:00-次日09:00，共采集有效样品 57个，同时记录各样品的采样体积和采样时天气状况.

1.2 样品处理和测量

采用微波消解法对样品进行处理：取 1/4滤膜剪碎放入聚四氟乙烯消解罐中，加入 5 mL浓 HNO3溶液和 2 mL HF溶液溶解后，放入微波消解系统进行 170℃与 200℃下各10 min消解[19]. 冷却后在赶酸器上 160℃高温赶酸至近干，定容到 10 mL，用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES，美国Agilent公司)测定 Cu、 Cd、 Cr、 Pb、 Mn和 Ni这6种重金属的质量浓度，其检测限分别为 0.005、 0.003、 0.004、 0.03、 0.0005、 0.009 μg ·mL-1，平行实验加标回收率为 97.4%-102.3%，满足准确性要求.

1.3 暴露剂量计算方法

大气颗粒物主要通过呼吸和皮肤两种途径暴露，分别按照式(1)和式(2)计算暴露剂量[20].

式中，CDIinhale指经口、 鼻腔暴露剂量 [mg ·(kg ·d)-1]； CDIdermal指皮肤吸收剂量 [mg ·(kg ·d)-1]； c为 PM2.5中污染物质量浓度(ng ·m-3或 mg ·kg-1)； 依据已有研究结果，模型中各参数取值如下： IRi为空气吸入量(儿童为8.7 m3 ·d-1； 成年男性为15.2 m3 ·d-1； 成年女性为11.3 m3 ·d-1)[20]； EF为暴露频率(365 d ·a-1)[20]； ED为暴露年限(儿童为18 a； 成人为30 a)[20]； CF为转换系数(10-6 kg ·mg-1)[20]； BW为体重(儿童为44 kg； 成年男性为62.7 kg； 成年女性为54.4 kg)[20]； AT为平均作用时间(非致癌：儿童为2 190 d，成人为10 950 d； 致癌：25 550 d)[21]； SA为接触颗粒物的皮肤面积(儿童为2 800 cm2 ·d-1； 成人为3 300 cm2 ·d-1)[22]； AF为颗粒物对皮肤的黏附系数(0.2 mg ·cm-2)[21]； ABS为皮肤吸收系数，随化学物质特性而异，Cd为 0.001，其余元素为 0.01[22].

1.4 健康风险评价方法

将 PM2.5中的重金属分为有阈(即非致癌性物质)和无阈(即致癌性物质)两类，其重金属的非致癌风险通过整个暴露作用期的平均每日单位体重摄入量(CDI)除以慢性参考剂量 (RfD)得到，以风险值(HQ)表示，即HQ=CDI/RfD[23]，Cd、 Cr、 Cu、 Mn、 Ni、 Pb经呼吸暴露的RfD分别为5.71E-05、 2.86E-05、 4.00E-02、 1.43E-05、 2.06E-02、 3.50E-03 mg ·(kg ·d)-1，经皮肤暴露的RfD分别为2.50E-05、 3.00E-03、 1.20E-02、 2.33E-02、 5.40E-03、 1.40E-03 mg ·(kg ·d)-1[24, 25]. 理论上，当化学物质的非致癌风险值 HQ<1时，不会对人体造成显著的非致癌健康风险[20].

重金属的致癌风险通过整个生命期的平均每日单位体重摄入量(CDI)乘以致癌斜率因子(SF)得到，以风险值R表示，即R=CDI×SF[23]，具有致癌性的Cr和Ni经呼吸暴露的SF分别为4.20E+01、 9.01E-01 [mg ·(kg ·d)-1]-1，经皮肤暴露的SF分别为5.00E-01、 4.25E+01 [mg ·(kg ·d)-1]-1[24, 25]. 理论上，当致癌风险在10-6-10-4范围内，风险是可以接受的[20].

1.5 主成分分析法

通过主成分分析法(principal component analysis,PCA)探究 PM2.5中 6种重金属的构成与来源. 其数学模型如下：

式中，ci表示化学组分 i在颗粒物中的浓度； Fj表示第 j种源对受体点贡献的颗粒物的浓度(公共因子)； ai表示化学组成部分 i在第 j种源排放颗粒物中的质量分数(因子载荷)； ui表示仅对 i种元素有贡献的特殊源的排放量(唯一因子)； di表示唯一因子系数； εi表示元素 i的测量误差及其他误差.

1.6 数据处理与统计分析

本研究计算暴露风险值时采用 95%UCL(算术平均值的95%置信上限)的重金属质量浓度. 数据计算及图表制作采用Excel和ProUCL 5.0软件； 采用JMP 9.0软件对PM2.5和各种重金属质量浓度进行方差分析； 采用SPSS 16.0统计软件对PM2.5中的重金属构成与来源进行主成分分析.

2 结果与讨论 2.1 大气颗粒物PM2.5质量浓度动态变化

如图 1所示，观测期间PM2.5月均质量浓度变化较大，变化范围为 26.39-80.31 μg ·m-3，从时间变化上看，PM2.5质量浓度在 4、 5和 7月均达到国家空气质量二级标准(24 h 质量浓度限值 75 μg ·m-3). 这是为保障青奥会期间空气质量，南京市政府在青奥会前，采取一系列措施(火电厂和炼金厂等重点工业污染源调控、 严控垃圾焚烧、 建筑工地停工等)以及区域大气环境联合整治，使得空气质量较好. 大气中 PM2.5质量浓度在 6月超过国家空气质量二级标准，这与期间秸秆燃烧、 水稻施肥等活动有关[26]. PM2.5质量浓度在 8月最低(26.39 μg ·m-3)，达到国家空气质量一级标准(24 h质量浓度限值 35 μg ·m-3). 这与青奥会前及期间的管控措施有关，同时南京市 8月降水频率高、 降水量大，雨水对细颗粒物的去除效应明显[27]. 而 9月PM2.5质量浓度异常升高，达到 76.14 μg ·m-3，这可能因为青奥会闭幕后，监管力度放松和相关减排政策的解除，使空气污染出现反弹. 这与北京奥运会、 上海世博会和广州亚运会状况相似[28, 29, 30]. 总体看来，青奥会前及期间南京及其周边地区对工业排放源和移动排放源的管制措施对于南京城区 PM2.5质量浓度改善的效果显著.

不同字母表示PM2.5质量浓度月份间差异显著(P<0.05)，下同 图 1 2014年4月至2014年9月PM2.5质量浓度的动态变化 Fig. 1 Dynamic changes of PM2.5 mass concentrations from April,2014 to September,2014
2.2 PM2.5中各重金属浓度动态变化特征

本研究获取了 PM2.5中 6种重金属的月平均质量浓度(图 2). 在整个观测期间，Cd、 Cr、 Cu、 Mn、 Ni、 Pb质量浓度均值分别为(1.74±0.92)、 (14.28±7.04)、 (35.47±12.93)、 (39.80±18.55)、 (4.33±2.42)、 (46.62±24.66) ng ·m-3，其中 Cd、 Ni和 Pb均值是 WHO(世界卫生组织)参考限值的 0.4、 0.2和 0.1倍，均在限值以下.

图 2 2014年4月至9月青奥会前后南京PM2.5中各重金属质量浓度的月变化 Fig. 2 Monthly variation of various heavy metal concentrations in PM2.5 from April to September,2014 around the Youth Olympic Games

从PM2.5中各重金属质量浓度的月变化可以看出，Cr月均质量浓度在青奥会前与期间差异性不显著，均处于较低的污染水平； Cd、 Cu、 Mn、 Ni和Pb元素质量浓度最小值出现8月，分别为0.96、 22.73、 20.46、 2.19和23.83 ng ·m-3. Cu元素质量浓度在5月出现最大值，为40.76 ng ·m-3，Mn元素质量浓度在6月出现最大值，为51.76 ng ·m-3，Cd、 Cr、 Ni、 Pb元素质量浓度在9月出现最大值，分别为2.44、 25.07、 6.82和71.11 ng ·m-3. 从元素月均质量浓度变化趋势可以看出，9月所有元素质量浓度均较8月出现增加，其中Cd、 Cr、 Ni、 Pb呈显著性增加. 南京8月降水量大，降水的冲刷作用造成大气颗粒物的质量浓度降低，重金属质量浓度也随之下降[27]. 同时南京市政府因为举办青奥会，对冶金工业、 炼钢厂、 燃煤等企业实行严格管控，这是造成重金属质量浓度下降的另一个原因. 青奥会结束，工厂、 企业恢复生产是造成重金属质量浓度升高的主要因素[31].

2.3 主成分分析

对PM2.5中6种重金属的质量浓度进行了主成分分析. 由表 1可知，主因子1与Cd、 Pb相关性很高，分别为0.808和0.726，同时从图 2中可以看出Cd、 Pb的月变化趋势相同，说明这两种离子同源性高，Cd、 Pb是冶金工业典型排放源标示物[32]，属于工业排放，说明主因子1代表工业源，贡献率达40.32%. 主因子2与元素Cr的相关性最高，为0.861. 环境空气中Cr含量的升高主要来自燃煤类源的排放[33]，因此主因子2可代表燃煤类源，贡献率达25.61%. 主因子1和2都代表人为源. 因此，通过人为政策干预是青奥会期间重金属离子浓度降至最低的主要原因.

表 1 南京市PM2.5中重金属最大方差旋转因子分析 (n=57) Table 1 Orthogonal rotation-Varimax matrix of heavy metals in PM2.5 in Nanjing (n=57)
2.4 南京 PM2.5中各重金属污染与其他城市的比较

选取了我国主要几个大城市PM2.5重金属质量浓度与本研究结果进行对比(表 2)，进一步说明青奥会对南京市大气环境PM2.5中重金属污染的影响. 在4个城市中，南京市PM2.5中6种重金属的质量浓度相对较低，并且Cd、 Ni、 Pb的浓度远低于WHO空气质量标准； 与2010年南京市PM2.5中重金属浓度相比较，PM2.5中Cd、 Cr、 Cu、 Mn、 Ni和Pb这6种重金属浓度分别降低了42.0%、 29.7%、 63.4%、 50.8%、 69.3%、 74.1%. 可见，青奥会采取的各项减排措施对青奥会空气质量保障起到了关键性作用.

表 2 南京地区不同时间内PM2.5中各重金属含量及其与其他地区的比较 /ng ·m-3 Table 2 Comparison of the contents of various heavy metals in the atmospheric PM2.5 in different periods in Nanjing and in other regions/ng ·m-3
2.5 PM2.5中各重金属经呼吸暴露的健康风险评价

PM2.5中6种重金属通过呼吸暴露对人群造成的非致癌风险与致癌风险如表 3所示. 其中数据显示，儿童、 成年男性和女性的联合致癌风险值均小于10-4，风险水平在可接受的范围内. 如果采用保守的10-6作为目标风险值以充分保护人体健康，则儿童、 成年男性、 成年女性空气暴露重金属联合致癌风险值均大于10-6，其中Cr的致癌风险值占总致癌风险值的96.70%，表明Cr对人体健康具有很高的潜在性危害，Cr的毒性依赖于Cr(Ⅵ)，而不是Cr(Ⅲ)，本研究仅测定了总Cr的浓度，计算的Cr致癌风险值偏高，但对于易感儿童群体，仍有可能对其身体健康产生危害，需引起重视[37].

就非致癌风险而言，南京市各类人群通过呼吸途径暴露的各种重金属非致癌风险值介于4.81×10-5-7.63×10-1之间，均低于可接受健康风险水平1，因此通过呼吸途径暴露于重金属的潜在非致癌健康风险并不显著，其非致癌风险强度为：Mn>Cr>Cd>Pb>Cu>Ni. 其中成年男性、 成年女性和儿童的联合非致癌风险值分别为0.918、 0.786、 0.748，可以看出成年男性的联合非致癌风险值接近1，其中Mn的非致癌风险值为0.763，占总非致癌风险值的83.10%，表明Mn是成年男性通过呼吸途径暴露于污染物的主要贡献者，因此Mn通过呼吸途径对成年男性造成的非致癌风险不容忽视.

总体上无论致癌风险值还是非致癌风险值，通过呼吸暴露的健康风险值都是成年男性>成年女性>儿童，这可能与人群室外活动的时间长短有关. 通常成年男性室外活动时间较长，PM2.5的暴露量要高于其他人群.

表 3 经呼吸途径的致癌风险值与非致癌风险值 Table 3 Carcinogenic and non-carcinogenic risks via breathing exposure
2.6 PM2.5中各重金属经皮肤暴露的健康风险评价

通过皮肤途径暴露的 PM2.5中 6种重金属的非致癌风险与致癌风险值如表 4所示，儿童、 成年男性和女性通过皮肤暴露的铬的致癌风险值分别为 3.91×10-6、 5.39×10-6和 6.21×10-6,但其风险值均 小于10-4，表明南京市各类人群通过皮肤接触暴露的致癌性重金属健康风险是可以接受的.

对于 PM2.5中的 6种非致癌性重金属，其非致癌风险值均 小于1，理论风险值较小，表明通过皮肤接触暴露的PM2.5中的 6种重金属对各类人群的非致癌性健康风险产生的影响并不显著. 然而儿童联合非致癌风险值 大于1，其主要贡献来源于 Pb的影响(Pb的非致癌风险值为 0.557)，表明 Pb对儿童健康有很大的潜在性健康风险. 因此，减少或控制这些排放源对减少能源消耗以及减轻对人体的危害具有重要意义.

表 4 经皮肤途径的致癌风险值与非致癌风险值 Table 4 Carcinogenic and non-carcinogenic risks via dermal contact exposure
3 结论

(1) 青奥会期间南京市 PM2.5质量浓度仅为 26.39 μg ·m-3，达到国家空气质量一级标准，低于观测期间其他时期； 南京市 PM2.5中 6种重金属浓度在青奥会期间均降至最低，与其他城市重金属浓度相比，也处于较低的污染水平. 通过主成分分析表明，南京市 PM2.5中的重金属主要来自污染源排放，与人类活动相关. 可见青奥会期间南京及其周边地区所采取的减排措施对降低 PM2.5浓度及重金属浓度的效果较为显著.

(2)大气PM2.5中6种重金属元素通过呼吸暴露对成年男性的健康风险最大，其次是成年女性，对儿童的的健康风险最小； Mn通过呼吸暴露对成年男性造成较大的非致癌性风险，6种重金属通过皮肤暴露对儿童造成的联合非致癌风险值 大于1，存在潜在的非致癌性健康风险，应引起重视.

参考文献
[1] Chan C K, Yao X H. Air pollution in mega cities in China[J]. Atmospheric Environment, 2008, 42 (1): 1-42.
[2] van Donkelaar A, Martin R V, Brauer M, et al. Global estimates of ambient fine particulate matter concentrations from satellite-based aerosol optical depth: development and application[J]. Environmental Health Perspectives, 2010, 118 (6): 847-855.
[3] 赵承美, 孙俊民, 邓寅生, 等. 燃煤飞灰中细颗粒物PM2.5的物理化学特性[J]. 环境科学研究, 2004, 17 (2): 71-73.
[4] 王平利, 戴春雷, 张成江. 城市大气中颗粒物的研究现状及健康效应[J]. 中国环境监测, 2005, 21 (1): 83-87.
[5] Pope Ⅲ C A, Dockery D W. Health effects of fine particulate air pollution: lines that connect[J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 2006, 56 (6): 709-742.
[6] Zanobetti A, Franklin M, Koutrakis P, et al. Fine particulate air pollution and its components in association with cause-specific emergency admissions[J]. Environmental Health, 2009, 8 : 58.
[7] Jerrett M, Buzzelli M, Burnett R T, et al. Particulate air pollution, social confounders, and mortality in small areas of an industrial city[J]. Social Science & Medicine, 2005, 60 (12): 2845-2863.
[8] 王春梅, 欧阳华, 王金达, 等. 沈阳市环境铅污染对儿童健康的影响[J]. 环境科学, 2003, 24 (5): 17-22.
[9] 刘爱明, 杨柳, 吴亚玲, 等. 城市区域大气颗粒物的健康效应研究[J]. 中国环境监测, 2012, 28 (5): 19-23.
[10] Lim S S, Vos T, Flaxman A D, et al. A comparative risk assessment of burden of disease and injury attributable to 67 risk factors and risk factor clusters in 21 regions, 1990-2010: a systematic analysis for the Global Burden of Disease Study 2010[J]. The Lancet, 2013, 380 (9859): 2224-2260.
[11] Waston J G, Chow J C, Houck J E. PM2. 5 Chemical source profiles for vehicle exhaust, vegetative burning, geological materials, and coal burning in Northwestern Colorado during 1995[J]. Chemosphere, 2001, 43 (8): 1141-1151.
[12] Watson J G, Antony Chen L W, Chow J C, et al. Source apportionment: findings from the US supersites program[J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 2008, 58 (2): 265-288.
[13] Dockery D W, Pope C A, Xu X, et al. An association between air pollution and mortality in six US cities[J]. New England Journal of Medicine, 1993, 329 (24): 1753-1759.
[14] Peters A. Particulate matter and heart disease: evidence from epidemiological studies[J]. Toxicology and Applied Pharmacology, 2005, 207 (2): 477-482.
[15] Zhang X, Zhuang G, Guo J, et al. Characterization of aerosol over the Northern South China Sea during two cruises in 2003[J]. Atmospheric Environment, 2007, 41 (36): 7821-7836.
[16] Sun Y, Zhuang G, Wang Y, et al. The air-borne particulate pollution in Beijing—concentration, composition, distribution and sources[J]. Atmospheric Environment, 2004, 38 (35): 5991-6004.
[17] 黄辉军, 刘红年, 蒋维楣, 等. 南京市 PM2.5物理化学特性及来源解析[J]. 气候与环境研究, 2006, 11 (6): 713-722.
[18] HJ 656-2013, 环境空气颗粒物 (PM2.5) 手工监测方法 (重量法) 技术规范[S].
[19] Hsu S C, Liu S C, Huang Y T, et al. A criterion for identifying Asian dust events based on Al concentration data collected from northern Taiwan between 2002 and early 2007[J]. Journal of Geophysical Research, 2008, 113 (D18): 1044.
[20] 段小丽. 暴露参数的研究方法及其在环境健康风险评价中的应用[M]. 北京: 科学出版社,2012. 174-177.
[21] Cao S Z, Duan X L, Zhao X G, et al. Health risks from the exposure of children to As, Se, Pb and other heavy metals near the largest coking plant in China[J]. Science of the Total Environment, 2014, 472 : 1001-1009.
[22] Hu X, Zhang Y, Ding Z H, et al. Bioaccessibility and health risk of arsenic and heavy metals (Cd, Co, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn and Mn) in TSP and PM2.5 in Nanjing, China[J]. Atmospheric Environment, 2012, 57 : 146-152.
[23] US EPA. Risk Assessment Guidance for Superfund: Volume Ⅰ(Part A: Human Health Evaluation Manual; Part E, Supplement Guidance for Dermal Risk Assessment; Part F, Supplemental Guidance for Inhalation Risk Assessment)[EB/OL]. http://www.epa.gov/superfund/programes/risk/ragse/index.htm, 2004.
[24] IRAC(International Agency for Research on Cancer), 2011. Agents classified by the IARC monographs, vol. 1-102[R]. 2015.
[25] US EPA. The Screening Levels (RSL) Tables[EB/OL]. http://www.epa.gov/region9/superfund/prg/index.html, 2015-06.
[26] Sun L Y, Li B, Ma Y C, et al. Year-round atmospheric wet and dry deposition of nitrogen and phosphorus on water and land surfaces in Nanjing, China[J]. Water Environment Research, 2013, 85 (6): 514-521.
[27] Wang J, Hu Z M, Chen Y Y, et al. Contamination characteristics and possible sources of PM10 and PM2.5 in different functional areas of Shanghai, China[J]. Atmospheric Environment, 2013, 68 : 221-229.
[28] 陶俊, 柴发合, 高健, 等. 16 届亚运会期间广州城区 PM2.5化学组分特征及其对霾天气的影响[J]. 环境科学, 2013, 34 (2): 409-415.
[29] Huang K, Zhuang G S, Lin Y T, et al. How to improve the air quality over megacities in China: pollution characterization and source analysis in Shanghai before, during, and after the 2010 World Expo[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2013, 13 (12): 5927-5942.
[30] 王琳琳, 王淑兰, 王新锋, 等. 北京市 2009 年 8 月大气颗粒物污染特征[J]. 中国环境科学, 2011, 31 (4): 553-560.
[31] Lü S L, Zhang R, Yao Z K, et al. Size distribution of chemical elements and their source apportionment in ambient coarse, fine, and ultrafine particles in Shanghai urban summer atmosphere[J]. Journal of Environmental Sciences, 2012, 24 (5): 882-890.
[32] Chow J C. Measurement methods to determine compliance with ambient air quality standards for suspended particles[J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 1995, 45 (5):320-382.
[33] 杨卫芬, 银燕, 魏玉香, 等. 霾天气下南京PM2.5中金属元素污染特征及来源分析[J]. 中国环境科学, 2010, 30 (1): 12-17.
[34] Zhao P S, Dong F, He D, et al. Characteristics of concentrations and chemical compositions for PM2.5 in the region of Beijing, Tianjin, and Hebei, China[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2013, 13 (9): 4631-4644.
[35] Wang J, Hu Z M, Chen Y Y, et al. Contamination characteristics and possible sources of PM10 and PM2.5 in different functional areas of Shanghai, China[J]. Atmospheric Environment, 2013, 68 : 221-229.
[36] Yang F M, Tan J H, Zhao Q, et al. Characteristics of PM2.5 speciation in representative megacities and across China[J]. Atmospheric Chemistry and Physics Discussions, 2011, 11 (11):5207-5219.
[37] De Miguel E, Iribarren I, Chacón E, et al. Risk-based evaluation of the exposure of children to trace elements in playgrounds in Madrid (Spain)[J]. Chemosphere, 2007, 66 (3): 505-513.