2017, Vol. 38
2. 中国科学院大学资源与环境学院, 北京 100049;
3. 国家环境保护恶臭污染控制重点实验室, 天津 300191
, ZHENG Guo-di1,2
, WANG Yuan-gang3 , GAO Ding1 , ZHU Yan-li1,2 , CHEN Tong-bin1,2 , NIE Er-qi1,2
2. College of Resources and Environment, University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
3. State Environmental Protection Key Laboratory of Odor Control, Tianjin 300191, China
中国大、中城市生活垃圾产生量已由2009年的1.57×108 t上升至2014年的1.79×108 t[1].随着垃圾产生量的不断增加，垃圾处理设施面临着巨大的压力.生活垃圾堆肥处理是在微生物作用下通过高温发酵使垃圾中的有机物矿质化、腐殖化.堆肥处理可将生活垃圾变为富含氮磷钾与腐殖质的肥料，是生活垃圾处理的一种手段.20世纪90年代，中国建设了一大批生活垃圾堆肥处理设施.但因为产品出路以及堆肥处理设施臭气扰民等问题多数已经关停.随着生活垃圾分类工作的开展，以厨余为主的垃圾采用堆肥等生物处理的方式将会有新的增长.截止2014年，中国已建成并正常运行的生活垃圾堆肥处理设施11座，处理能力可达1.2×104 t·d-1[2].堆肥处理设施在运行过程中会产生新的污染物质，特别是会产生大量的挥发性有机物 (VOCs)，并且VOCs的种类十分多样.Maulini-Duran等[3]发现，在生活垃圾堆肥过程中每千克干物质VOCs产生量可达 (1.05±0.18) mg.Saldarriaga等[4]研究表明，在生活垃圾堆肥的中期检测出多达158种的VOCs，堆肥的前期VOCs主要以脂肪烃和萜烯为主，而中期以芳香烃为主.此外，垃圾堆肥参数的不同会对VOCs种类与浓度产生很大影响.在生活垃圾堆肥过程中，高通风量会促进VOCs的释放，低通风量下含硫有机物的释放量则会增加[5].吴婷等[6]进行的模拟试验表明，垃圾好氧发酵过程中垃圾组分不同，产生的VOCs成分与总量有很大不同.另外，不单是在垃圾处理过程中会产生VOCs，处理完成后的垃圾仍会持续释放VOCs.Moreno等[7]的研究表明，垃圾堆肥厂处理后的堆肥产品也会释放大量VOCs，腐熟堆肥释放的TVOCs仍可达到7 306μg·m-3，其主要物质为烯烃、含氧烃与芳香烃.
VOCs在平流层中会加速臭氧的损耗，在对流层中则会促进臭氧的形成从而造成光化学烟雾，更会直接对人类的健康造成影响[8, 9].国家环境保护部发布2016年4月重点区域和74个城市空气质量状况报告表明，长三角、珠三角区域中，臭氧污染相比2015年同期继续恶化，并再次取代PM2.5，成为区域首要空气污染物.臭氧污染持续加重会成为未来一个长期趋势.
目前国内对于臭氧生成潜势的研究对象主要为城区空气、工业废气与机动车尾气等，许多学者对其进行了大量研究[10~14].由于生活垃圾处理设施的VOCs排放目前不是我国VOCs的主要排放源[15]，对其VOCs排放的研究主要集中于致臭物质上[16]，而对其造成的臭氧生成潜势则研究较少.本文以北京南宫生活垃圾堆肥厂为例，采集生活垃圾堆肥过程中各环节VOCs的种类与含量，计算各部位VOCs的臭氧生成潜势，从反应活性的角度筛选出主要污染物，以期为更准确评价与控制生活垃圾堆肥设施VOCs污染提供参考.
1 材料与方法 1.1 样品采集选用采样袋外负压法采集气体样品.采样装置由采样器与采样袋两部分构成.采样器由肺式采样桶、采样枪、真空泵组成.采样时将采样袋放置于采样桶内并将接口连接紧密，密闭采样桶后开启采样泵.采样泵将采样桶内气体抽取使采样桶内形成负压，待测气体可通过气体导管进入采样袋.采样袋为8L聚酯袋，具有较好的耐久性与化学稳定性.气体导管为聚四氟乙烯管，可减小气体样品的吸附.采样器与采样袋均为天津迪兰奥特环保科技开发公司生产.采样在北京南宫生活垃圾堆肥厂进行.该厂采用隧道式高温好氧堆肥发酵技术，每个隧道均有独立变频控制风机，并装有温度探头和氧气检测探头，能实时对隧道中垃圾的温度、湿度、氧气浓度等技术参数进行有效控制.垃圾在隧道中经过高温灭活，实现了无害化处理.由转运站运来的粒径15~80 mm，有机物含量在50%以上的垃圾经过卸料暂存、一次发酵 (14 d)、二次发酵 (21 d)，得到堆肥产品.根据其工艺流程，分别在垃圾卸料分选车间、一次发酵车间、二次发酵车间、堆肥产品存放车间以及厂界设置采样点.具体布置参考相应国家标准[17, 18]，卸料分选车间中在卸料坑上方进行采样，一次发酵车间与二次发酵车间选取在车间中心位置进行采样，堆肥产品存放车间中在堆肥产品上方进行采样，厂界采样点设置在堆肥厂办公楼前.采样时将采样枪口保持在距地面1.5 m左右处进行采样，每次采样前开启采样设备的清洗功能，用待测气体清洗采样袋3次以上，以减小采样袋本底值对采样结果产生的影响.
1.2 样品分析由于VOCs具有较高活性，为了减小采样与分析间隔时间过长所带来的误差，采用HAPSITE ER型便携气相色谱质谱联用仪 (美国INFICON公司) 对采集的气体样品现场进行分析.该型号便携式GC-MS尺寸为46 cm×43 cm×18 cm，重量约19 kg，内置电池在正常工作条件下可使用2~3 h，使用专用小瓶氮气 (纯度≥99.999 5%) 与小瓶内标气 (内含1, 3, 5-三氟甲基苯与溴五氟苯两种内标气).日常维护较为简单，仅需保持每周开机运行一次即可.便携气相色谱质谱联用仪精密度与准确度略低于大型台式仪器，但仍能满足分析要求[19]，目前已被国内外许多环境监测部门、科研院所、军队用于日常检测和应急检测[20, 21].
仪器使用前使用TO15混合标气 (64种物质)、PAMs混合标气 (57种物质)、硫化物混合标气 (5种物质)、萜烯混合标气 (3种物质) 进行了校准.利用ER IQ软件的校准功能对标气谱图进行分析，从中选取将标准曲线与回归方程整合到分析方法文件中，通过无线传输导入到仪器内置存储中.
样品分析时将采样袋与便携式GC-MS采样手柄接口相连，运行相应分析方法后自动进行管路清洗.待测气体样品经过TRI-BED浓缩管 (活性炭、硅胶、Tanex三合一) 浓缩后开始进行分析，进样体积设置为100 mL.色谱采用Rtx-1MS色谱柱 (15 m×0.25 mm×1.0μm)，载气为高纯氮气.升温程序设置如下：50℃保持7 min，5℃·min-1升温至110℃，20℃·min-1升温至180℃，保持1.5 min.质谱扫描范围为40~300 u，离子能量为70 eV.得到谱图后利用NIST库进行检索，对样品各组分进行定性分析.利用ER IQ软件通过含有标准曲线的方法文件对样品各组分进行定量分析.
1.3 臭氧生成潜势分析方法VOCs臭氧生成潜势的研究方法主要有OH自由基反应速率法、等效丙烯浓度法和最大增量反应活性法 (MIR) 等[22, 23].自由基反应速率法是用VOCs与OH自由基的反应速率来表示VOCs的反应活性，可用如下公式表示：
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(1) |
式中，LOH为某种VOC与OH自由基的反应速率，KOH为该种VOC与OH自由基的反应速率常数，cVOC为VOC的浓度.
等效丙烯浓度法是在自由基反应速率法的基础上，将各种VOC的自由基反应速率以丙烯的自由基反应速率为基础进行归一化处理，其计算公式如下：
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(2) |
式中，cPEC为某VOC的等效丙烯浓度，KOH为该种VOC与OH自由基的反应速率常数，cVOC为VOC的浓度，KpOH为丙烯与OH自由基的反应速率常数，试验中反应速率常数采用文献[24]的研究结果.
最大增量反应活性法 (MIR) 是根据VOCs的最大增量反应活性来表示其反应活性与臭氧生成潜势，可用如下公式表示：
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(3) |
式中，cOFP为某种VOC的臭氧生成潜势，cVOC为该VOC的浓度，KMIR为VOC相应的臭氧生成潜势系数，在本研究中采用Carter的研究结果[25].
过氧自由基 (RO2) 是形成臭氧和二次气溶胶等大气污染物的重要物质，OH自由基反应速率法与等效丙烯浓度法就是通过计算VOCs与OH自由基产生过氧自由基的能力来表达臭氧生成潜势.两种方法所需的常数简单易查，但忽略了VOCs在大气中的二次反应.而最大增量反应活性法则考虑VOCs在大气中的一系列反应，从而计算出臭氧生成潜势，其缺点在于目前还没有某些VOCs的系数，在计算过程中不得不忽略这些物质，由此对最终结果产生较大影响.
由OH自由基反应速率法与等效丙烯浓度法原理与计算公式可以看出两种方法原理相同，等效丙烯浓度法只是在OH自由基反应速率法的基础上进行了归一化.两种方法相同情况下对某种VOCs臭氧生成潜势的评价相同，只是在数值上有所不同，因此结果分析中计算臭氧生成潜势只采用等效丙烯浓度法与最大增量反应活性法两种方法.
2 结果与讨论 2.1 VOCs成分与浓度生活垃圾堆肥设施各样点样品VOCs浓度如表 1所示.在垃圾堆肥设施中共检测出47种VOCs，其中烷烃8种、烯烃4种、芳香烃11种、卤代烃16种、含氧烃4种、含硫有机物4种.其中，卸料分选车间中共检出烷烃4种、烯烃3种、芳香烃8种、卤代烃6种、含氧烃2种、含硫有机物2种共计25种VOCs，其中浓度由高到低为含氧烃、烯烃、芳香烃、卤代烃、烷烃、硫化物，浓度分别为5 373.7、4 051.4、374.6、364.5、86.7、51.2μg·m-3.浓度较高的物质为柠檬烯、乙醇、丙酮，其浓度分别达到了4 005.4、4 863.2、510.5μg·m-3，分别占总量的38.9%、47.2%、5.0%.由于卸料分选车间中主要为当天的新鲜垃圾，其在卸料分选车间中停留时间较短，发生分解的主要是生活垃圾中的易腐部分，特别是其中的厨余垃圾.而厨余垃圾的分解会产生大量的乙醇、萜烯、酮类物质[26, 27]，因此在垃圾卸料分选车间乙醇、柠檬烯、丙酮的浓度较高.
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表 1 生活垃圾堆肥厂VOCs浓度1)/μg·m-3 Table 1 Concentration of VOCs components from MSW compost plant/μg·m-3 |
在一次发酵过程中，由于温度变化剧烈，经过7 d的发酵后检测到的VOCs 45种，其中烷烃8种，烯烃4种，芳香烃10种，卤代烃15种，含氧烃4种，含硫化合物4种.按含量计算，车间中的主要VOCs为含氧烃，其次为卤代烃、烯烃、芳香烃、烷烃与硫化物，其含量分别为13 550.4、726.7、419.1、309.6、245.7、232.6μg·m-3.其中，浓度较高的物质为乙醇、丙酮、柠檬烯，其含量分别为12 623.8、699.1、356.5μg·m-3，分别占总量的81.5%、4.5%、2.3%.由于生活垃圾中含有一定量餐厨垃圾，因此生活垃圾好氧发酵过程会释放大量乙醇，张红玉等[28]的研究结果同样证实了这一点.
二次发酵车间中检测到35种VOCs，其中烷烃6种，烯烃3种，芳香烃9种，卤代烃14种，含氧烃2种，含硫化合物1种.经过一次发酵后，物料中有机物大部分已被分解，二次发酵过程产生的VOCs浓度大大降低，其浓度由高到低为含氧烃620.8μg·m-3、卤代烃124.1μg·m-3、烯烃65.3μg·m-3、烷烃61.8μg·m-3、芳香烃54.7μg·m-3与含硫化合物3.1μg·m-3.
此外，在堆肥产品存放车间中也检测出23种VOCs，其中烷烃5种、烯烃1种、芳香烃8种、卤代烃6种、含氧烃2种、含硫化合物1种，各种VOCs的总浓度为4 693.6μg·m-3.相比于二次发酵VOCs总浓度，堆肥存放车间的VOCs总浓度有一定的增加，可能是堆肥产品在车间堆放时其堆体处于厌氧状态，依旧会产生并释放一定的VOCs.
通过比较堆肥处理过程中各部位的VOCs总浓度可以看出，该生活垃圾堆肥设施堆肥各个阶段的总浓度可达31 780.1μg·m-3，其中VOCs浓度最高的为一次发酵阶段，可达15 484.1μg·m-3，其次为垃圾卸料分选车间，其VOCs浓度可达10 302.1μg·m-3.二次发酵车间中，VOCs浓度降至929.9 μg·m-3，说明在二次发酵阶段之前大部分有机物已经得到分解.堆肥产品车间中VOCs的总浓度达到了4 693.6μg·m-3，说明堆肥处理结束后，产品依旧会发生缓慢的降解和腐熟，伴随着后熟过程释放的VOCs也不容忽视.
2.2 VOCs臭氧生成潜势分析由于某些卤代烃、硫化物的含量较低，并且其OH自由基反应速率常数以及MIR系数难以查到 (其余物质的相关参数见表 2)，因此在计算臭氧生成潜势时忽略了这些物质.垃圾堆肥厂样品VOCs臭氧生成潜势如表 3、表 4所示.采用等效丙烯浓度法，卸料分选车间、一次发酵车间、二次发酵车间、堆肥产品存放车间与厂界的等效丙烯浓度分别是25 875.7、4 087.9、378.0、747.7、296.8μg·m-3.在卸料分选车间样品中，柠檬烯与乙醇，柠檬烯的贡献率甚至达到了96%以上.在一次发酵车间中，柠檬烯与乙醇是对臭氧生成潜势贡献较大的物质，这两种物质的臭氧生成潜势分别为2 223.0 μg·m-3、1 536.0μg·m-3，其贡献率分别为54.4%与37.6%.而在堆肥产品车间中，乙醇与芳香烃为等效丙烯浓度较高的物质，其贡献率分别达到了58.1%与19.8%.
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表 2 OH自由基反应速率常数与MIR系数1) Table 2 Coefficients of MIR scale and propylene-equivalent concentration scale |
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表 3 垃圾堆肥厂VOCs臭氧生成潜势1)(等效丙烯浓度法)/μg·m-3 Table 3 Ozone formation potential of VOCs from MSW compost plant (propylene-equivalent concentration scale)/μg·m-3 |
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表 4 垃圾堆肥厂VOCs臭氧生成潜势1)(MIR法)/μg·m-3 Table 4 Ozone formation potential of VOCs from MSW compost plant (MIR scale)/μg·m-3 |
采用MIR法时，臭氧生成潜势由高到低分别为垃圾卸料与分选车间、一次发酵车间、堆肥产品存放车间、二次发酵车间与厂界，其浓度分别为26 979.3、21 168.3、6 439.6、1 469.3与455.8μg·m-3.其中，柠檬烯与乙醇是卸料车间中对臭氧生成潜势贡献较大的物质，柠檬烯的贡献率达到了67.6%，乙醇的贡献率达到了24.2%.一次发酵车间中，乙醇贡献率达到了79.9%.在堆肥产品存放车间乙醇与芳香烃的贡献率分别为74.3%和20.9%，总贡献率超过了95%.
可以看出，两种方法中各设施臭氧生成潜势由高到低顺序一致，乙醇与柠檬烯均有较高贡献率.并且，等效丙烯浓度法中柠檬烯的贡献更为显著，而MIR法中乙醇的贡献则明显上升.以卸料分选车间为例，柠檬烯臭氧生成潜势所占总量的比例由MIR法中的67.6%上升至等效丙烯浓度法中的96.3%，而乙醇则由MIR法中的24.2%下降至等效丙烯浓度法中的2.3%.此外，柠檬烯与乙醇作为贡献臭氧生成潜势的重要物质，其OH自由基反应速率常数要远高于MIR系数，说明这两种物质在大气中虽然有很强的生成臭氧中间产物的能力，但之后的一系列反应会降低其最终产生的臭氧量.作为生活垃圾堆肥设施产生的主要物质之一，如不综合考虑其在大气中发生的后续化学反应，仅以中间产物作为衡量臭氧生成潜势的标准，势必会使结果产生较大误差.因此，对于像生活垃圾堆肥厂，这类具有各类VOC差距较大、主要排放的VOCs种类较少、MIR系数易查等特点的设施，MIR法更适合用于计算其臭氧生成潜势.
从反应活性的角度，柠檬烯与乙醇是生活垃圾堆肥设施光化学污染的主要物质，与城区大气或其它工业设施明显不同.在城区大气中，烯烃与芳香烃对臭氧生成潜势的贡献最大[29, 30]，而在石化企业、制药厂、酒厂等工业源污染的大气中，苯、甲苯等物质是臭氧生成潜势的主要来源[31~34].因此，在受多种污染源影响下的大气中，可通过计算柠檬烯、乙醇、苯系物、烯烃等的比例来确定各污染源对大气整体臭氧生成潜势的贡献率.
3 结论一次发酵车间与垃圾卸料分选车间是生活垃圾堆肥设施VOCs的主要排放源，其浓度分别为15 484.1μg·m-3与10 302.1μg·m-3，生活垃圾堆肥产品车间VOCs的排放也不能忽视.乙醇、柠檬烯是生活垃圾堆肥设施释放VOCs的主要物质.采用MIR法时垃圾卸料分选车间、一次发酵车间、二次发酵车间、堆肥产品存放车间以及厂界中的臭氧生成潜势分别为26 979.3、21 168.3、1 469.3、6 439.6、455.8μg·m-3.虽然一次发酵车间的VOCs浓度最高，但是臭氧生成潜势的计算结果表明，VOCs浓度相对偏低的垃圾卸料分选车间臭氧生成潜势反而更高.控制垃圾卸料分选车间和一次发酵车间的VOCs排放对减少空气污染，降低生活垃圾堆肥处理设施臭氧生成潜势十分关键.
| [1] | 国家统计局. 中国统计年鉴[M]. 北京: 中国统计出版社, 2015. |
| [2] | 中国城市环境卫生协会. 中国城市环境卫生行业发展报告[R]. 北京: 中国城市环境卫生协会, 2014. |
| [3] | Maulini-Duran C, Artola A, Font X, et al. Gaseous emissions in municipal wastes composting:effect of the bulking agent[J]. Bioresource Technology, 2014, 172: 260–268. DOI: 10.1016/j.biortech.2014.09.041 |
| [4] | Saldarriaga J F, Aguado R, Morales G E. Assessment of VOC emissions from municipal solid waste composting[J]. Environmental Engineering Science, 2014, 31(6): 300–307. DOI: 10.1089/ees.2013.0475 |
| [5] | Delgado-Rodríguez M, Ruiz-Montoya M, Giraldez I, et al. Effect of aeration rate and moisture content on the emissions of selected VOCs during municipal solid waste composting[J]. Journal of Material Cycles and Waste Management, 2012, 14(4): 371–378. DOI: 10.1007/s10163-012-0080-y |
| [6] | 吴婷, 王新明. 食品垃圾好氧降解过程中挥发性有机物 (VOCs) 排放特征[J]. 环境科学学报, 2012, 32(10): 2575–2583. Wu T, Wang X M. Release of volatile organic compounds from food wastes during the aerobic decomposition[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(10): 2575–2583. |
| [7] | Moreno A I, Arnáiz N, Font R, et al. Chemical characterization of emissions from a municipal solid waste treatment plant[J]. Waste Management, 2014, 34(11): 2393–2399. DOI: 10.1016/j.wasman.2014.07.008 |
| [8] | Araki A, Kawai T, Eitaki Y, et al. Relationship between selected indoor volatile organic compounds, so-called microbial VOC, and the prevalence of mucous membrane symptoms in single family homes[J]. Science of the Total Environment, 2010, 408(10): 2208–2215. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2010.02.012 |
| [9] | Jobson B T, Berkowitz C M, Kuster W C, et al. Hydrocarbon source signatures in Houston, Texas:influence of the petrochemical industry[J]. Journal of Geophysical Research, 2004, 109(D24): D24305. DOI: 10.1029/2004JD004887 |
| [10] | Li L Y, Xie S D, Zeng L M, et al. Characteristics of volatile organic compounds and their role in ground-level ozone formation in the Beijing-Tianjin-Hebei region, China[J]. Atmospheric Environment, 2015, 113: 247–254. DOI: 10.1016/j.atmosenv.2015.05.021 |
| [11] | Ayoko G A, Singh A, Lim M C H, et al. Characterization of VOCs from LPG and unleaded petroleum fuelled passenger cars[J]. Fuel, 2014, 115: 636–643. DOI: 10.1016/j.fuel.2013.06.031 |
| [12] | Tsai J H, Huang P H, Chiang H L, et al. Characteristics of volatile organic compounds from motorcycle exhaust emission during real-world driving[J]. Atmospheric Environment, 2014, 99: 215–226. DOI: 10.1016/j.atmosenv.2014.09.076 |
| [13] | 莫梓伟, 牛贺, 陆思华, 等. 长江三角洲地区基于喷涂工艺的溶剂源VOCs排放特征[J]. 环境科学, 2015, 36(6): 1944–1951. Mo Z W, Niu H, Lu S H, et al. Process-based emission characteristics of volatile organic compounds (VOCs) from paint industry in the Yangtze River Delta, China[J]. Environmental Science, 2015, 36(6): 1944–1951. |
| [14] | Dong D, Shao M, Li Y, et al. Carbonyl emissions from heavy-duty diesel vehicle exhaust in China and the contribution to ozone formation potential[J]. Journal of Environmental Sciences, 2014, 26(1): 122–128. DOI: 10.1016/S1001-0742(13)60387-3 |
| [15] | 刘金凤, 赵静, 李湉湉, 等. 我国人为源挥发性有机物排放清单的建立[J]. 中国环境科学, 2008, 28(6): 496–500. Liu J F, Zhao J, Li T T, et al. Establishment of Chinese anthropogenic source volatile organic compounds emission inventory[J]. China Environmental Science, 2008, 28(6): 496–500. |
| [16] | 刘强, 陈荣, 张晓岚, 等. 生物滤池净化城市生活垃圾BMT发酵恶臭气体的研究[J]. 环境科学, 2008, 29(5): 1441–1445. Liu Q, Chen R, Zhang X L, et al. Removal of odors from fermentation process of MSW biological mechanical treatment using compost biofilter[J]. Environmental Science, 2008, 29(5): 1441–1445. |
| [17] | GB 14554-1993, 恶臭污染物排放标准[S]. |
| [18] | GB 16297-1996, 大气污染物综合排放标准[S]. |
| [19] | 吕怡兵, 孙晓慧, 付强. 便携式气相色谱-质谱仪测定空气中挥发性有机污染物的准确性[J]. 色谱, 2010, 28(5): 470–475. Lü Y B, Sun X H, Fu Q. Veracity on determination of volatile organic compounds in the air by portable gas chromatography-mass spectrometry[J]. Chinese Journal of Chromatography, 2010, 28(5): 470–475. |
| [20] | 许秀艳, 朱擎, 谭丽, 等. 水中挥发性有机物的分析方法综评[J]. 环境科学, 2011, 32(12): 3606–3612. Xu X Y, Zhu Q, Tan L, et al. An overview on analytical method of volatile organic compounds in water[J]. Environmental Science, 2011, 32(12): 3606–3612. |
| [21] | Harshman S W, Dershem V L, Fan M N, et al. The stability of Tenax TA thermal desorption tubes in simulated field conditions on the HAPSITE® ER[J]. International Journal of Environmental Analytical Chemistry, 2015, 95(11): 1014–1029. |
| [22] | Wei W, Cheng S Y, Li G H, et al. Characteristics of volatile organic compounds (VOCs) emitted from a petroleum refinery in Beijing, China[J]. Atmospheric Environment, 2014, 89: 358–366. DOI: 10.1016/j.atmosenv.2014.01.038 |
| [23] | 吴方堃, 王跃思, 安俊琳, 等. 北京奥运时段VOCs浓度变化、臭氧产生潜势及来源分析研究[J]. 环境科学, 2010, 31(1): 10–16. Wu F K, Wang Y S, An J L, et al. Study on concentration, ozone production potential and sources of VOCs in the atmosphere of Beijing during Olympics period[J]. Environmental Science, 2010, 31(1): 10–16. |
| [24] | Carter W P L. Development of the SAPRC-07 chemical mechanism[J]. Atmospheric Environment, 2010, 44(10): 5324–5335. |
| [25] | Carter W P L. Updated maximum incremental reactivity scale and hydrocarbon bin reactivities for regulatory applications[EB/OL]. http://www.cert.ucr.edu/~carter/SAPRC/MIR10.pdf,2010-01-28. |
| [26] | Kong X, Liu J G, Song M Y, et al. Spatial and temporal variability of odorous VOC in a food waste treatment plant using hydrothermal hydrolysis and aerobic fermentation technology[J]. Journal of Material Cycles and Waste Management, 2015, 17(4): 626–636. DOI: 10.1007/s10163-015-0407-6 |
| [27] | Tsai C J, Chen M L, Ye A D, et al. The relationship of odor concentration and the critical components emitted from food waste composting plants[J]. Atmospheric Environment, 2008, 42(35): 8246–8251. DOI: 10.1016/j.atmosenv.2008.07.055 |
| [28] | 张红玉, 邹克华, 杨金兵, 等. 厨余垃圾堆肥过程中恶臭物质分析[J]. 环境科学, 2012, 33(8): 2563–2568. Zhang H Y, Zou K H, Yang J B, et al. Analysis of odor pollutants in kitchen waste composting[J]. Environmental Science, 2012, 33(8): 2563–2568. |
| [29] | 王红丽. 上海市大气挥发性有机物化学消耗与臭氧生成的关系[J]. 环境科学, 2015, 36(9): 3159–3167. Wang H L. Chemical loss of volatile organic compounds and its impact on the formation of ozone in Shanghai[J]. Environmental Science, 2015, 36(9): 3159–3167. |
| [30] | 杨笑笑, 汤莉莉, 张运江, 等. 南京夏季市区VOCs特征及O3生成潜势的相关性分析[J]. 环境科学, 2016, 37(2): 443–451. Yang X X, Tang L L, Zhang Y J, et al. Correlation analysis between characteristics of VOCs and ozone formation potential in summer in Nanjing Urban District[J]. Environmental Science, 2016, 37(2): 443–451. |
| [31] | 王刚, 魏巍, 米同清, 等. 典型工业无组织源VOCs排放特征[J]. 中国环境科学, 2015, 35(7): 1957–1964. Wang G, Wei W, Mi T Q, et al. Characteristics of VOCs emitted from typical industrial fugitive[J]. China Environmental Science, 2015, 35(7): 1957–1964. |
| [32] | Jia C H, Mao X X, Huang T, et al. Non-methane hydrocarbons (NMHCs) and their contribution to ozone formation potential in a petrochemical industrialized city, Northwest China[J]. Atmospheric Research, 2016, 169: 225–236. DOI: 10.1016/j.atmosres.2015.10.006 |
| [33] | 徐志荣, 王浙明, 许明珠, 等. 浙江省制药行业典型挥发性有机物臭氧产生潜力分析及健康风险评价[J]. 环境科学, 2013, 34(5): 1864–1870. Xu Z R, Wang Z M, Xu M Z, et al. Health risk assessment and ozone formation potentials of volatile organic compounds from pharmaceutical industry in Zhejiang Province[J]. Environmental Science, 2013, 34(5): 1864–1870. |
| [34] | Wei W, Lv Z F, Cheng S Y, et al. Characterizing ozone pollution in a petrochemical industrial area in Beijing, China:a case study using a chemical reaction model[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2015, 187(6): 377. DOI: 10.1007/s10661-015-4620-5 |