2017, Vol. 38
2. 南京信息工程大学环境科学与工程学院, 江苏省大气环境监测与污染控制高技术研究重点实验室, 南京 210044
, LIU Jia-shu1 , LUO Shi-peng1 , BI Cheng-lu1 , SU Ya-lan1 , YE Zhao-lian1,2
, GAI Xin-lei2
2. Jiangsu Key Laboratory of Atmospheric Environment Monitoring and Pollution Control, School of Environmental Science and Engineering, Nanjing University of Information Science & Technology, Nanjing 210044, China
霾(haze)是大量极细微的干尘粒等均匀地浮游在空中, 使能见度小于10 km的空气普遍混浊现象, 大气细颗粒物(PM2.5)是形成霾的直接原因. PM2.5包括燃烧、汽车排放产生的一次颗粒物, 气体分子通过光化学反应或液相反应生成的二次颗粒物, 以及这些微粒相互碰撞凝结成的新颗粒[1].大气颗粒物的直径越小, 越容易通过呼吸进入肺泡、血液和神经系统, 对人体的危害越大[2, 3].近年来, 中国平均年霾日数总体呈增加趋势. 2013年, 全国平均霾日数为30 d, 较常年同期偏多10 d, 达到50年来的峰值[4].
多环芳烃(PAHs)是由两个以上不包含杂环或取代基的芳香环组成的化合物, 是燃料不完全燃烧的产物[5, 6].当环数增加时, PAHs分子量上升, 蒸气压下降, 在空气中较难单独存在, 易与其他细粒子碰撞积聚[7].目前, 对PM2.5中PAHs的研究主要集中在PAHs的浓度水平、时空分布、毒性评估和来源解析.已发现：PAHs的浓度与PM2.5浓度密切相关, 霾日的含量高[8, 9], 冬季的浓度高于其他季节[10], 且地域差异显著, 北方城市远高于南方城市[11]; 苯并[a]芘(BaP)等多种PAHs具有致畸、致癌、致突变作用, 对人类健康形成极大威胁[8, 12]; PAHs来源复杂, 煤炭、石油等化石燃料燃烧, 秸秆、木材等生物质燃烧, 垃圾焚烧, 工业烟尘, 石化产品泄漏等人为活动均可能释放出PAHs[13].
我国霾多发地区主要集中在华北平原、长三角和珠三角等区域.常州市地处长三角中心地带, 工业经济较发达, 资源与能源消耗量和机动车保有量逐年快速增长, 大气环境质量不容乐观.然而, 常州地区开展大气质量和组分、来源等方面的研究较少.蒋少杰等[14]对常州秋季大气PM2.5中16种PAHs进行了定量分析, 并通过比值法和因子分析法判断其来源.另外, 还有研究者报道了常州市大气PM10、PM2.5质量浓度分布[15], 水溶性离子的时空分布特征[16]和重金属元素及常规污染物的污染特征[17, 18].本课题组通过采集常州大气中的PM2.5样品, 分析其负载的PAHs的化学组分和浓度, 研究PAHs的季节和昼夜变化特征, 并结合同期气象资料分析其成因, 利用后向轨迹模型和特征比值法对PAHs的来源进行解析, 通过超额终生致癌风险模型评估PAHs对人体健康的影响.本研究对于长三角地区控制大气颗粒物污染、评价大气环境质量和人体健康风险具有重要的参考价值.
1 材料与方法 1.1 样品采集2016年1~8月期间, 在江苏理工学院29号楼楼顶(距地面约30 m), 采集大气细颗粒物PM2.5样品.采样点位于常州市区西南角, 周围主要是居民区及少量未开发土地, 附近的交通干道有城市高架、312国道和京杭大运河, 能较好地代表常州市大气平均污染水平.冬季(1月)和春季(3、4月)使用天虹TH-150D型采样器, 采样流量设为100 L·min-1, 每次采集21 h, 冬、春季各收集到9、13个有效样品; 夏季(7、8月)使用金仕达KB-1000型采样器, 采样流量1.05 m3·min-1, 白天和夜间分开采集(各采集11 h), 共收集到16个白天和17个夜间PM2.5有效样品.采样滤膜为石英滤膜, 采样前放入马弗炉中, 450℃下烘烤5 h, 用铝箔封装放在恒温恒湿干燥箱中保存.采样前后均对所用滤膜称重, 计算质量浓度, 采集完样品的滤膜置于冰柜内-20℃下保存待测.经多次对比平行实验, 两个采样器对PM2.5的平行采样误差范围为5%~10%.采样期间, 同步记录气温、风速、相对湿度、能见度和大气压等气象参数.采样期内的气态污染物(SO2、NO2、CO、O3)浓度数据来自采样点附近国家空气质量监测站点的在线监测数据.
1.2 PAHs测定样品预处理参照国家环境保护部标准HJ 646-2013方法进行.具体为：将滤膜放入索氏提取器中, 加入250 mL的乙醚/正己烷(1:5, 体积比)混合提取18 h, 提取液45℃下旋转蒸发浓缩至约2 mL, 然后转移到预处理好的硅胶层析柱(3 cm Al2O3+10 g硅胶+2 cm失活的Na2SO4)内进行净化, 用25 mL正己烷洗脱并弃去, 再用30 mL二氯甲烷/正己烷(1:1, 体积比)混合液进一步洗脱得到PAHs, 洗脱液旋转蒸发至约2 mL后, 氮吹仪吹至1mL以内, 用正己烷准确定容至1 mL, 在Agilent公司的7890A/7000B型气相色谱-质谱联用仪(GC-MS)上分析测定.测试参数为：色谱柱为Agilent DB-5MS毛细管柱(30 m×0.25 mm×0.25 μm); 升温程序：起始柱温40℃保持2 min, 以10℃·min-1升到100℃, 保持1 min, 再以20℃·min-1的速度升温到250℃, 保持3 min; 质谱条件：MRM模式, 电子能量70 eV, 离子源温度230℃, 四级杆温度150℃.
17种检出的PAHs包括：萘(Nap)、苊烯(Acy)、苊(Ace)、芴(Fl)、菲(Phe)、蒽(Ant)、荧蒽(Flu)、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)、苯并[e]芘(BeP)、茚并(1, 2, 3-cd)芘(InP)、二苯并[a, h]蒽(DahA)、苯并[ghi]苝(BghiP).
1.3 质量保证与质量控制本实验中所用的乙醚、正己烷、二氯甲烷等有机溶剂均为色谱纯(HPLC级, Fisher公司, 美国).用标准物质混合样(单体PAHs的浓度均为1 000 mg·L-1, o2si公司, 美国)对PAHs进行定性, 外标法进行定量.样品在索氏提取前加入萘-d8(代表2~3环PAHs)和苝-d12(代表4环以上PAHs)作为回收率指标物, 测试结果表明, 萘-d8回收率41%~54%, 苝-d12回收率83%~102%.配置浓度范围为1~100 ng·mL-1的PAHs标准溶液用来确定标准曲线, 每种PAHs标准曲线线性良好, 相关系数R2均在0.99以上.空白膜用相同的方式处理, 且所有样品的浓度用空白和回收率进行矫正, 方法检测限为2~5 ng·mL-1.
2 结果与讨论 2.1 大气PM2.5和PAHs的浓度水平从图 1可知, 冬季PM2.5日均浓度范围83.81~183.20 μg·m-3, 平均值143.46 μg·m-3; 春季PM2.5日均浓度范围61.24~133.97 μg·m-3, 平均值104.80 μg·m-3; 夏季PM2.5日均浓度范围37.64~101.58 μg·m-3, 平均值69.75 μg·m-3.冬季PM2.5的季均值分别比春季和夏季高出36.9%和105.7%.冬、春和夏季PM2.5日均值超过国家二级标准(75 μg·m-3)[19]的天数分别占100%、84.6%和42.8%, 可见冬季和春季PM2.5污染较严重.夏季太阳辐射强, O3浓度高(见2.3节), 光化学反应强, 风速大, 大气上下对流强, 降雨多, 有利于大气颗粒物扩散和沉降; 冬季地面接收到的太阳辐射弱, 大气趋于稳定, 上下对流弱, 空气阴冷干燥, 各种供暖燃烧源产生的颗粒物不易从大气中除去, 造成冬季PM2.5污染严重.
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图 1 采样期间PM2.5日均浓度箱图 Fig. 1 Box chart for 24-h average concentration of PM2.5 during the sampling period |
3个季节大气PM2.5负载的17种PAHs的测定结果见表 1.冬季和春季所有PM2.5样品中, 17种PAHs都能检出, Acy、Ace和Ant相对于其他PAHs单体的浓度低很多.冬季17种PAHs日均总质量浓度(∑PAHs)范围13.98~365.64 ng·m-3, 平均值140.24 ng·m-3; 春季∑PAHs范围8.86~91.30 ng·m-3, 平均值41.42 ng·m-3; 夏季Acy未被检出, Ace、Fl、Ant和DahA的浓度较低, ∑PAHs范围1.47~7.76 ng·m-3, 平均值2.96 ng·m-3.可以看出冬季∑PAHs浓度远远高于春季和夏季, 分别是春季和夏季的3.4倍和47.4倍, 季节变化特征和PM2.5浓度的变化相似.这与冬季近地层大气层结稳定, 污染物不易扩散有关. 图 2为采样期内∑PAHs与PM2.5浓度的变化关系.从中可知, ∑PAHs浓度随PM2.5浓度的上升而上升, 相关系数为0.708, 说明∑PAHs与PM2.5浓度之间有一定的正相关性, 但相关性不显著.冬季PM2.5污染严重时, 其上负载的PAHs相应增加, PAHs浓度也相应比春夏季高.相关性不显著的原因可能是PAHs与PM2.5来源不完全一致, 并且PAHs是半挥发性物质, 对环境温度敏感, 大气温度变化时, 其含量也会随之改变.
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表 1 常州大气PM2.5中PAHs的平均质量浓度1) Table 1 Average mass concentration of PAHs in atmospheric PM2.5 in Changzhou/ng·m-3 |
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图 2 ∑PAHs与PM2.5浓度相关关系 Fig. 2 Correlation between total concentration of ∑PAHs and PM2.5 |
与国内其他城市相比, 常州PM2.5中PAHs冬季平均值高于同季节南京(50.57 ng·m-3)[20]、深圳(45.3 ng·m-3)[21]等南方城市, 低于京津冀地区(216.0 ng·m-3)[22]、太原(143.61 ng·m-3)[23]等北方城市, 处于中等污染水平.
2.2 PAHs的组分构成从表 1可知, 采样期间17种PAHs单体的季平均浓度范围从0.08 ng·m-3(Acy)到20.74 ng·m-3(InP), 各单体之间浓度相差很大.冬季和春季, Chr、InP、BghiP等单体相对含量较高; 夏季Nap、Phe、BghiP等单体占有主导地位. 图 3显示了PAHs的环数分布特征, 各环PAHs占∑PAHs的比例分别为：2~3环11%~24%, 4环24%~31%, 5环29%~31%, 6环21%~27%. 2~3环PAHs在夏季占比最高, 其原因可能是夏季高环的PAHs容易从粒相分配到气相, 导致高环PAHs在粒相中浓度降低较多, 低环占比相应增大; 同时, 夏季太阳辐射强, 羟基等自由基浓度高, 光化学反应强, 高环PAHs易被光解为低环PAHs或硝基芳香烃化合物; 另外, 4环以上PAHs主要来源于化石燃料的燃烧, 冬季由于煤炭燃烧源贡献增加, 造成冬季高环PAHs占比上升, 低环PAHs相应下降. 4环和6环PAHs所占比例均为：冬季>春季>夏季, 但差距不显著, 5环PAHs占比都在30%左右. 4环PAHs与燃煤排放密切相关[24], 而5~6环PAHs更多地来自汽油和柴油燃烧, 以机动车尾气排放为主[25~27].冬季煤炭消耗量增加, 汽车发动机温度低, 升温时间长, 在低温状态下燃料难以充分燃烧, 这些因素造成4环以上PAHs的排放量上升, 引起PM2.5中4~6环PAHs比例的提高.常州冬季没有集中供暖, 居民自采暖以电、天然气为主, 煤炭消耗量的季节变化没有北方城市明显, 所以, 4环以上PAHs占比没有显著的季节变化特征.
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图 3 各季节PAHs环数分布比例 Fig. 3 Distribution of different ring numbers of PAHs in three seasons |
在所有PAHs单体中, BaP是公认的最强致癌性物质, 在人体健康风险评估中具有指示意义.环境空气质量标准规定BaP日均浓度限值2.5 ng·m-3.冬季、春季和夏季PM2.5中BaP日均浓度范围分别为1.11~31.93、0.84~8.38和0.12~0.51 ng·m-3, 所有采样日平均值3.64 ng·m-3, 超标日占总采样天数41%. 7种有明确致癌性的PAHs(BaA、Chr、BbF、BkF、BaP、InP、DahA)[28]合计占∑PAHs高达50.4%, 说明常州大气中致癌性PAHs浓度较高, 毒性大, 对人体健康危害较严重.
2.3 PAHs浓度与气象参数、大气污染物的关系气象条件是影响半挥发性有机化合物如PAHs存在形态的重要因素.高温和强辐射有利于PAHs从颗粒物中挥发到气相, 雨水冲刷可将大气颗粒物沉降到地面, 有效降低大气中颗粒物上PAHs的浓度, 大气稳定度、气流和气团则会影响污染物的空间分布. PAHs浓度与气象参数和大气污染物关系的相关性分析见表 2和图 4.由表 2可知, 常州PAHs浓度与气温显著负相关(99%置信水平), 相关系数-0.643.气温高时, PAHs易从颗粒物中挥发到大气中, 颗粒物中PAHs浓度降低. PAHs浓度与大气压呈显著正相关(99%置信水平), 相关系数0.544, 这是因为地面气压低时, 水平面上高压气团流向中心, 促使中心气流上升, 有利于气态污染物扩散稀释, PAHs浓度下降; 地面气压高时, 气团流向四周, 中心气流下沉, 污染物无法得到扩散稀释, PAHs浓度上升[29].PAHs浓度与大气能见度呈显著负相关(99%置信水平), 相关系数-0.466, 这与大气能见度与颗粒物浓度相关性强有关.能见度低时, 颗粒物浓度高, PAHs浓度随之增加; 能见度高时, 颗粒物浓度低, PAHs浓度随之降低.风速、相对湿度与PAHs浓度的相关性较弱, 说明它们对大气中PAHs浓度影响较小.
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表 2 气象参数与PAHs相关系数1) Table 2 Correlations between meteorological parameters and PAHs |
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图 4 日均总PAHs浓度与气象参数随时间序列的变化 Fig. 4 Variation of daily average total PAHs and meteorological parameters with time |
由图 4可知, 夏季O3浓度高, 光化学反应强, 导致SO2、NO2发生光化学反应生成SO42-和NO3-, 与NH4+结合成硫酸铵和硝酸铵, 通过气/粒分配转移到粒相, 导致夏季气相中SO2和NO2的浓度(平均浓度15.8 μg·m-3和32.2 μg·m-3)低于冬季(43.9 μg·m-3和58.1 μg·m-3)和春季(25.8 μg·m-3和58.5 μg·m-3).同时, 夏季温度高, 风速大, 汽车等排放的CO易扩散而浓度明显低于冬季.
夏季白天和夜间PM2.5中PAHs浓度对比如图 5所示.显然, 90%以上采样日的白天PAHs浓度都低于夜间, 这与南京[30]、太原[23]等地区观测到的变化规律一致.可能的原因：① PAHs是半挥发性有机化合物, 其在气/固相中的分配受饱和蒸气压的影响.白天温度高, PAHs饱和蒸气压高, 有利于PAHs从颗粒物相挥发到气相; 夜间温度低, PAHs则会凝结在颗粒物上, 导致PAHs粒相夜间浓度高于白天浓度; ② 受大气稳定度和边界层高度的影响.夜间大气边界层高度下降, 污染物稀释扩散能力弱, 导致夜间PAHs更易聚集在近地层而使浓度升高[31]; ③ 白天和夜间污染物来源也不完全一致, 由于采样点紧邻交通干道中吴大道和312国道, 白天机动车以汽油车为主, 夜间柴油车增多; ④ 白天和夜间光化学反应强弱不一样.白天O3平均浓度为117.4 μg·m-3, 夜间为51.5 μg·m-3, 白天强光照射下颗粒物中一些PAHs分子容易发生光化学反应降解, 导致粒相PAHs浓度降低[32].
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图 5 夏季昼夜PAHs浓度对比 Fig. 5 Comparison of PAHs between daytime and nighttime in summer |
结合美国国家海洋和大气管理局发布的全球数据管理系统(Global Data Assimilation System, GDAS)数据, 采用混合单粒子拉格朗日综合轨迹软件(HYSPLIT4.9), 对常州采样期间的气团进行后向轨迹模拟, 推测PM2.5负载的PAHs可能的传输路径和来源. 图 6为采样期间100 m处72 h气团后向轨迹图(冬季和春季采用当地时间中午12:00的数据, 夏季白天采用中午12:00的数据, 夏季晚上采用凌晨00:00的数据).总共分为4个聚类(代表4个气团方向).聚类1(占11%)来自北偏西方向, 起源于内蒙古, 途径北京、天津, 最后经过山东省到达常州, 经过的距离比较长, 代表长距离输送; 聚类2(占34%)来自西北方向, 从河南郑州出发, 穿过南京到达常州, 经过的距离比较短, 代表短距离输送; 聚类3(占31%)也属于短距离传输, 从正南方向过来, 经过福建和浙江省后到达采样点; 聚类4(占24%)代表海洋来源, 起源于东海, 经过上海到达常州.聚类1中67%来自1月冬季气团, 34%来自春季3月气团, 导致聚类1的总PAHs浓度偏高; 聚类2中26%来自冬季, 48%来自春季气团, 26%来自夏季气团, 尽管受夏季的影响, 但总PAHs最高(72.24 ng·m-3), 可能是因为聚类2受当地排放源影响, 而聚类1来自远距离传输; 聚类3和聚类4全部来自夏天的气团, 其∑PAHs浓度分别为7.89 ng·m-3和4.93 ng·m-3, 远低于聚类1和聚类2;聚类4代表海洋气团, 其PAHs平均浓度低于陆地短距离传输的聚类3.同时, 从PAHs单体的质量分布来看, 聚类3和聚类4中5~6环(高分子量)PAHs占比(分别为55.7%和64.3%)明显高于聚类1(46.3%), 可能的原因是夏季受汽车排放影响大, 冬季受取暖带来的煤燃烧影响大.对比还发现, 聚类2~4中BaP和BeP占比高于聚类1, 说明受当地烹饪排放的影响.总之, 后向轨迹分析表明, 采样点PAHs主要受当地排放源和短距离传输的影响, 来自北偏西方向的长距离传输贡献较小(占11%).
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图 6 72 h后向轨迹图及相应的PAHs浓度及单体质量百分比分布 Fig. 6 The 72-h backward trajectories of an air mass arriving in Changzhou and the mass concentration and percentage of PAHs associated with four air mass trajectory clusters |
由于PAHs主要是含碳物质不完全燃烧的产物, 且每种燃烧源排放出的PAHs之间的比例相对固定, 所以研究者们通常利用比值特征法来追溯大气中PAHs的来源.本研究选定4种特征比值BaA/(BaA+Chr)、Flu/(Flu+Pyr)、InP/(InP+BghiP)、BaP/BghiP对PAHs的来源进行解析.
表 3列出了3个季节PAHs的特征比值和文献中报道的可能污染源, 图 7表示的是各季PAHs特征比值分布.从中可知, BaA/(BaA+Chr)在0.2~0.5之间, 冬季均值0.43, 与秸秆、木材等生物质燃烧源的特征比值一致, 也符合李英红等[33]对传统参考比值的统计分析结果; 春季和夏季的比值在0.25~0.35之间, 意味着汽油燃烧来源, 即汽油车尾气排放在春夏季占据优势. Flu/(Flu+Pyr)在0.4~0.6之间, 冬季均值0.47, 具备机动车尾气污染的特点; 春季比值范围0.43~0.57, 分布均匀, 表现出燃煤、燃油、木材等混合污染的特征; 夏季比值都大于0.5, 说明燃煤和生物质燃烧均有贡献. InP/(InP+BghiP)在0.4~0.6之间, 冬季和春季比值都在0.5~0.6之间, 接近燃煤的特征比(0.56), 说明燃煤对冬季和春季的PAHs有稳定的贡献, 夏季比值大部分处于0.4~0.5, 反映了周围柴油燃烧源的影响. BaP/BghiP在0.5~1.5之间, 大部分比值小于0.9, 说明柴油车尾气和燃煤对PAHs均有贡献, 尤其是冬季比值基本在0.5~0.9之间, 更显示出柴油车排放污染的特征.监测点南侧紧临京杭大运河主航道和312国道, 西边2 km有高架道路和若干大型物流中心, 柴油燃烧产物对本地区大气PAHs贡献较大.
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表 3 各季PAHs的特征比值 Table 3 Diagnostic ratios of PAHs in winter, spring, and summer |
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图 7 PAHs特征比值分布 Fig. 7 Graphic illustration of diagnostic ratios of PAHs |
总之, 通过特征比值法分析发现, 采样点大气中的PAHs来源以燃煤为主, 其次为机动车尾气和生物质燃烧源.冬季燃煤、秸秆木材等生物质燃烧源的贡献比夏季高, 夏季机动车尾气的贡献高于冬季.移动源贡献表现为：冬季柴油车贡献较大, 而夏季汽油车贡献较大.
2.6 健康风险评估目前, 一般采用毒性当量因子(toxic equivalent factors, TEF)来评估PAHs对人类健康的影响.以BaP为基准毒性物质(BaP的TEF值设为1), 计算每个PAHs单体的毒性当量浓度(BEQi)和总的毒性当量浓度(TEQ), 计算公式如式(1)：
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(1) |
式中, ci为各PAHs单体的浓度(ng·m-3), TEFi为PAHs单体相对于BaP毒性当量因子的比值.参考Nisbet的研究成果[39], 将各PAHs单体的TEF值设置如下：Nap、Acy、Ace、Fl、Phe、Flu和Pyr均为0.001, Ant、Chr和BghiP均为0.01, BaA、BbF、BkF和InP均为0.1, BaP和DahA均为1.
PM2.5中的PAHs可通过呼吸和皮肤接触等暴露途径进入人体体内, 人体可能会因此而致癌.这种健康风险可以利用超额终生致癌风险(incremental lifetime cancer risk, ILCR)模型进行估算.通过呼吸暴露途径导致的ILCR(无量纲)计算公式为：
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(2) |
式中, C为有毒污染物的质量浓度(mg·m-3, 这里用TEQ代替), IR为呼吸速率(m3·d-1), EF为暴露频率(d·a-1), ED为暴露时长(a), CSF为吸入BaP的致癌强度系数(3.14 kg·d·mg-1), BW为体重(kg), AT为平均寿命(d).儿童和成人呼吸暴露参数的取值如表 4所示, 各季节TEQ和ILCR估算结果如表 5所示.从中可知, 冬、春、夏季大气PM2.5中PAHs的TEQ分别约为18.23、5.24、0.39 ng·m-3; 通过呼吸暴露途径对儿童和成人造成的超额终生致癌风险, 冬季分别为3.63×10-6和7.51×10-6, 春季分别为1.04×10-6和2.16×10-6, 夏季分别为7.75× 10-8和1.61×10-7.成人面临的超额终生致癌风险比儿童高1倍左右, 主要是因为成人的暴露时间较长.由于冬季PAHs的总毒性当量浓度TEQ比夏季高得多, 所以冬季人群潜在的致癌风险也远远高于夏季.美国环境保护署规定：ILCR < 10-6时, 说明风险不明显; 10-6 < ILCR < 10-4时, 表示具有潜在致癌风险; ILCR>10-4时, 表明风险很高.评估结果表明, 常州冬季和春季, 儿童和成年人的ILCR略高于风险阈值(10-6), 存在一定的致癌风险, 居民应注意减少与污染物的接触, 政府应采取有力措施, 控制大气中PM2.5和PAHs浓度, 降低人群的致癌风险; 夏季人群的ILCR均小于10-6, 致癌风险不大.
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表 4 人体呼吸暴露参数 Table 4 Human respiratory exposure parameters |
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表 5 通过呼吸暴露途径估算的ILCR值 Table 5 ILCR calculated via respiratory exposure |
3 结论
(1) 常州冬季、春季和夏季PM2.5季均浓度分别为143.46、104.80和69.75 μg·m-3, 对应负载的季均∑PAHs为140.24、41.42和2.96 ng·m-3, 季节变化显著.
(2) 各环PAHs占∑PAHs的比例分别为：2~3环11%~24%, 4环24%~31%, 5环29%~31%, 6环21%~27%.冬季4~6环PAHs占据优势, 而夏季2~3环PAHs的比例上升明显. BaP平均日均浓度3.64 ng·m-3, 超标日占总采样天数的41%.
(3) PAHs浓度与气温和大气能见度显著负相关, 与大气压呈显著正相关, 与风速、相对湿度相关性较弱.受昼夜温差、大气层结和污染源变化等因素影响, 夜间PAHs浓度高于白天.
(4) 气团后向轨迹模型分析表明, 常州PM2.5中PAHs主要受当地排放源和短距离传输的影响, 长距离传输影响小(仅占11%).通过特征比值法分析发现, 常州大气中PAHs主要来源于燃煤、机动车尾气和生物质燃烧; 冬季燃煤、秸秆木材等生物质燃烧源的贡献比夏季高, 夏季机动车尾气的贡献高于冬季.
(5) 超额终生致癌风险模型评估结果表明：成人的ILCR值高于儿童, 冬季和春季人群的ILCR值略高于风险阈值, 夏季则不明显.
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