2018, Vol. 39
, ZHAO Bo , LI Yu-qing , LIU Sha-sha , YIN Wen-hua , HUANG Jing-qiong , ZHOU Chang-feng , ZHANG Su-kun , HE De-chun , HAN Jing-lei
近年, 随着汽车保有量增加, 废旧轮胎量不容忽视.目前, 我国废旧轮胎回收利用效率不大, 随意处置既造成资源浪费, 还可导致意外燃烧, 造成环境污染和影响人类健康, 因此必须对废旧轮胎加以综合利用.由此, 政府部门发布了《废旧轮胎综合利用指导意见》, 指导意见提出要重点发展轮胎翻新技术[1].但我国废旧轮胎翻新企业规模小、较分散、设备差、技术弱的现状十分突出, 环境污染也成为废旧轮胎在综合利用过程中的主要问题.为解决这一双重问题, 联合国制定了《旧轮胎环境无害管理订正技术准则》[2], 而我国也出台了《轮胎翻新行业准入条件》和《废轮胎综合利用行业准入条件》[3].这些政策为废旧轮胎资源综合利用提供了政策指导.
废旧轮胎因包含有51%碳氢化合物、26%炭黑、13%油类、2%ZnO、1%硫以及7%的其他成分, 从而导致轮胎在利用过程中释放污染物[4].目前, 已有研究报道指出, 轮胎利用也能导致多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)的产生, 如交通工具轮胎的磨损[5~8], 而其他物理及化学处理过程也能导致PAHs的排放[9~11].因PAHs种类繁多且具有毒性, 国际癌症疾病研究中心公布的94种致癌物包含15种PAHs, 而美国环保局公布了16种PAHs为优先控制污染物.这些物质可通过呼吸、饮食及皮肤接触等途径进入人体, 对人体产生较强的毒性和致癌作用[12].
目前国内外已开展对各类环境中PAHs的研究, 包括对轮胎中PAHs的研究[13, 14], 但废旧轮胎翻新过程产生的PAHs还处于研究空白.基于此, 选取南方某废旧轮胎翻新厂为对象, 研究废旧轮胎加工过程环境空气中PAHs的排放特征, 并对职业工人的健康风险进行评价.通过本研究, 既填补我国废旧轮胎翻新行业PAHs的研究空白, 并初步掌握废旧轮胎翻新过程释放的PAHs对职业工人的健康风险信息.
1 材料与方法 1.1 研究对象本研究对象为南方某废旧轮胎翻新厂, 该厂以回收和翻新加工废旧轮胎为主, 并在翻新环节配备一定的环保处理设施.该废旧轮胎翻新厂主要包括废旧轮胎的露天堆放过程、混炼过程、硫化过程以及打磨过程, 最终制作成可再利用的翻新轮胎.由于工人宿舍区靠近废旧轮胎生产过程, 因此也将其选作研究对象.
1.2 样品采集于2016年9月对该废旧轮胎翻新厂的露天堆放过程、混炼过程、硫化过程、打磨过程以及工人宿舍楼的环境空气样品进行采集.采样期间记录各采样点位的气象参数, 并对实际采样体积转换为标况采样体积(见表 1).采样方法：设定采样器流量在300 L·min-1; 样品数量：每个点连续采集3个空气样品, 每个样品连续采集20 h以上.采样方法：用石英纤维滤膜收集悬浮颗粒物; 聚氨基甲酸酯和苯乙烯-二乙烯基苯树脂吸附气态样品, 悬浮颗粒物和气态样品合并作为一个样品.样品采集完成后, 低温密封运回实验室进行分析.采样用滤膜使用前需在450℃烘烤4 h, 冷却后用干净锡纸包好后置于干燥器中待用; XAD-2树脂需用超纯水清洗3遍, 然后用丙酮脱水, 再用二氯甲烷索氏提取24 h以上真空干燥后备用; 聚氨基甲酸酯用开水烫洗3遍, 并用甲醇脱水, 再用二氯甲烷索氏提取24 h以上, 真空干燥后备用.
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表 1 各采样点气相参数及标况体积 Table 1 Meteorological parameters and standard volume at each sampling point |
1.3 样品前处理 1.3.1 实验材料
正己烷为色谱级溶剂(美国Heneywell公司); 二氯甲烷为色谱级溶剂(德国Merck公司); 弗罗里硅土小柱(德国CNW Technologies GmbH); 16种PAHs混标、六甲基和m-三联苯2种进样内标(美国Accustandard); 5种氘代多环芳烃回收率指示物(德国); 聚氨基甲酸酯(美国Sigma); 乙烯-二乙烯基苯树脂(美国Sigma); 石英滤膜(英国Whatman).
1.3.2 样品提取和净化采集的样品用预抽提好的索氏抽提器抽提24 h, 并以正己烷：二氯甲烷(1：1, 体积比)混合溶剂为提取溶剂, 样品抽提前应加入5种氘代多环芳烃回收率指示物.样品抽提好后进行旋转蒸发浓缩至约1 mL, 浓缩样品用弗罗里硅土净化小柱进行净化.净化方法为：首先依次用4 mL二氯甲烷、10 mL正己烷预淋洗净化柱; 其次将浓缩样转移至净化柱, 用3 mL正己烷洗涤样品瓶后转移至净化柱; 接着用10 mL正己烷：二氯甲烷(1：1, 体积比)混合溶剂洗脱样品, 收集洗脱液; 最后洗脱液在柔和高纯氮气流下浓缩至约250 μL, 并加入进样标(六甲基和m-三联苯)后进行仪器检测.
1.3.3 仪器分析分析仪器采用气相色谱-三重四级杆串联质谱(Agilent 6890 N/Waters Quattro Micro Micromass).色谱分析条件：DB-5MS(30 m×0.25 mm×0.25 μm)色谱柱分离16种多环芳烃.升温程序：初温70℃, 保持2 min, 以10℃·min-1升温至280℃, 并保持5 min.进样方式：不分流进样, 进样量1 μL.
质谱分析条件：EI源; 源温：230℃; 离子化能量：70 eV; 采用选择离子扫描(SIM); 扫描范围(m/z)：35~500;传输线温度：280℃.
1.4 质量控制与质量保证本研究通过设置现场空白和实验室空白对整个实验过程的质量进行控制.实验结果表明, 实验过程除检测出少量的萘和菲外, 其余单体基本没有检出.在仪器分析过程, 实际样品中目标物的信噪比(S/N)大于3的视为有效峰; 实际样品以扣除空白样品为准.为保证样品结果的准确性, 研究采用5种回收率指示物对样品的分析过程进行控制.空白和实际样品5种回收率指示物的范围分别为氘代萘(d8-Nap)：78.9%~88.9%;氘代二氢苊(d10-Ace)：91.3%~116%;氘代菲(d10-Phe)：97.4%~112%;氘代䓛(d12-Chr)：83.5%~106.1%;氘代苝(d12-Per)：76.6%~102.8%.回收率结果表明, 分析方法满足样品中多环芳烃的分析要求.
2 结果与讨论 2.1 翻新过程各采样点PAHs排放浓度由表 2可知, 该废旧轮胎翻新厂的翻新过程各采样点16种PAHs的平均浓度分布如下：混炼过程为81.9 ng·m-3; 露天堆放过程为34.1 ng·m-3; 硫化过程为32.9 ng·m-3; 宿舍楼为11.1 ng·m-3; 最低浓度位于打磨过程, 为2.82 ng·m-3.该结果表明, 废旧轮胎翻新过程都不同程度地检出PAHs, 且不同翻新过程PAHs的浓度不同.因目前未见废旧轮胎翻新过程环境空气中PAHs的研究报道, 故只与我国非轮胎加工环境空气中PAHs的分析结果相比, 本研究结果处于中低水平[15~19].这说明本研究废旧轮胎翻新加工过程释放的PAHs对其他环境影响不大.进一步分析可知, 菲、蒽、荧蒽、芘是所有翻新过程的主要贡献单体, 平均质量分数分别为：菲(25%~48%)、蒽(1%~10%)、荧蒽(22%~28%)、芘(14%~27%), 其余单体总质量分数低于25%.这与李军等[20]对广州大气环境气相中PAHs的研究结论较一致.这说明轮胎翻新过程环境空气与非轮胎翻新区域大气环境中PAHs具有相似的分布特征.
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表 2 各采样点PAHs平均含量分布(n=3) /ng·m-3 Table 2 Average concentration of PAHs at each sampling point(n=3)/ng·m-3 |
对废旧轮胎翻新过程进一步现场调查发现, 露天堆放是在无任何遮挡物情况下对废旧轮胎进行存放.这可能造成部分含橡胶的废旧轮胎释放PAHs[21].而混炼过程主要是将废旧轮胎制作成生胶颗粒, 再与其他原料混合后于一定温度范围(120~180℃)进行混炼.硫化过程主要是将装好胎面的成型轮胎进行硫化, 使胎面与胶体紧密结合在一起, 轮胎硫化过程温度保持在100~150℃.有研究报道指出, 温度在对PAHs的影响因数中占据了绝对优势[20]; 而轮胎提取物主要包括胶油、增塑剂、炭黑及灰分等[22]; 轮胎中PAHs主要来源是填充油、炭黑等[21].这可能是导致废旧轮胎在较高温度下进行混炼及硫化操作过程时释放较高含量PAHs的原因.而轮胎打磨过程主要是对胎面进行抛光, 并使用环保设施清除轮胎碎屑, 从而导致该过程也释放PAHs.有研究报道指出, 车辆轮胎磨损也是造成PAHs人为排放源之一[23, 24].而宿舍楼位于该废旧轮胎翻新厂厂区, 且未加任何隔离与防护设施, 从而也可能受翻新过程释放的PAHs的影响.结合以上分析与现场调查可知, 该轮胎翻新过程各采样点都不同程度的排放PAHs, 而各采样点排放的PAHs是否相互影响, 将在后面进一步讨论.
2.2 不同环数PAHs的分布特征为进一步探讨废旧轮胎翻新各采样点PAHs的内在联系, 对其不同环数PAHs的分布进行了分析(见图 1).由图 1可知, 露天堆放与宿舍楼的不同环数PAHs分布一致, 以四环为主, 其次是三环, 而二环、五环和六环占比之和不超过10%;而混炼、硫化及打磨过程不同环数PAHs分布也一致, 以三环为主, 其次是四环, 同样二环、五环和六环占比之和不超过10%.总体来看, 所有采样点的PAHs都主要集中在三环和四环, 而二环、五环和六环对总浓度贡献较小.本研究与李志刚等[16]的研究基本一致.有研究报道指出, 二环和三环PAHs以石油污染等为主, 而四环以上PAHs则以化石燃料高温燃烧为主, 高环与低环PAHs比值可用作判断PAHs来源的重要技术手段[25, 26].而Mai等的研究指出[27], 低环(二环和三环)与高环(四环以上)PAHs比值小于1表现为燃烧源, 低环与高环比值大于1表现为油类污染.运用上述研究方法可以判断本研究废旧轮胎翻新企业PAHs的可能来源.结合各采样点低环与高环PAHs比值可知, 混炼、硫化以及打磨过程的低环与高环PAHs比值大于1, 表现为油类污染; 而露天堆放、宿舍楼的低环与高环PAHs比值小于1, 表现为燃烧源.结合现场调研分析, 这可能是由于混炼过程、硫化过程和打磨过程处于车间内, 并且轮胎本身含有的胶油或填充油随着温度升高或者打磨而释放PAHs, 从而表现出油类污染.同样, 露天堆放和宿舍楼采样点表现为燃烧源可能是由于废旧轮胎在高温热解条件下所产生的热解油因燃烧而释放PAHs, 并在区域大气环境的综合影响下, 对该废旧轮胎翻新厂车间外的两个点位的PAHs造成影响, 从而表现为燃烧源.有研究报道指出, 废旧轮胎经热解反应所产生的热解油在燃烧条件下, 释放的低环PAHs较少, 随着环数增加, PAHs浓度有所增加, 最高为四环PAHs[28].由此可以推断, 该废旧轮胎翻新厂周边还可能存在燃烧废旧轮胎热解油的企业.
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图 1 各采样点不同环数PAHs的分布 Fig. 1 Distribution of PAHs with different number of rings |
由表 2的分析结果可知, 菲、蒽、荧蒽、芘是所有加工过程PAHs的主要贡献体.为进一步解析4种主要单体与总浓度在各采样点的内在联系, 在此初步探讨了在置信度为95%时, 每种单体和与之对应的总浓度在P＜0.05时的线性相关性.分析结果为：对菲来说, 各加工过程菲的浓度和与之对应的总浓度的相关系数r=0.977, P＜0.01;对蒽来说, 各加工过程蒽的浓度和与之对应的总浓度的相关系数r=0.983, P＜0.01;对荧蒽来说, 各加工过程荧蒽的浓度和与之对应的总浓度的相关系数r=0.995, P＜0.01;对芘来说, 各加工过程芘的浓度和与之对应的总浓度的相关系数r=0.908, P＜0.05.以上结果表明, 这4种单体的相关系数均高于0.90, P＜0.05.这说明4种单体与总浓度存在一定的线性关系.总体来说, 这4种单体在各采样点与总浓度都具有较好的线性关系.
2.4 各采样点PAHs相关性分析为进一步探讨加工环节各采样点PAHs在空间位置上的内在联系, 研究采用主成分分析法技术手段进行分析, 结果见图 2.从中可知, 各采样点的PAHs排放特征可以用主成分1(92.5%)和主成分2(6.3%)解释98.8%的分布规律, 且露天堆放和宿舍楼PAHs的排放特征相似, 混炼过程、硫化过程和打磨过程的PAHs排放特征相似, 这与本研究前面的讨论结果一致.以上分析结果说明, 处于该废旧轮胎翻新厂车间外的PAHs分布具有相似特征, 而处于车间内的轮胎加工各环节采样点的PAHs分布也具有相似性.
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图 2 各生产环节PAHs主成分分析结果 Fig. 2 Principal component analysis of PAHs |
同样, 为探索该废旧轮胎加工环节各采样点排放的PAHs在空间距离上的分布特征, 采用聚类分析法中组间联接的聚类方法进行研究, 结果见图 3.从中可知, 打磨过程和宿舍楼PAHs的分布特征相似; 露天堆放与硫化过程PAHs的分布特征相似; 混炼过程PAHs有其自身的分布特征.以上分析结果同样说明, 该废旧轮胎翻新厂各加工环节的空间距离对PAHs的分布产生一定影响.
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图 3 各采样点PAHs的聚类分析结果 Fig. 3 Cluster analysis of PAHs |
从以上两种分析结果可以看出, 主成分分析和聚类分析得出的结论不一致.其原因可能是：主成分分析法主要是通过各采样点的位置状态对PAHs的分布特征进行分析.结合现场调研发现, 露天堆放只是作为废旧轮胎临时储存的场所, 不存在对轮胎的加工处理, 且位于加工车间外; 同样宿舍楼处于混炼过程和打磨过程之间, 且不存在加轮胎加工处理, 同样位于加工车间外; 而混炼过程、硫化过程和打磨过程均对废旧轮胎进行不同程度的加工, 且都设置有相应的加工空间, 属于加工车间内.而聚类分析法主要是通过各采样点的空间距离对PAHs的分布特征进行分析.同样结合现场调研发现, 打磨过程和宿舍楼的距离比较接近, 约10 m; 露天堆放与硫化过程的直线距离比较接近, 约25 m; 而混炼过程虽然在空间距离上与硫化过程和宿舍楼的距离比较接近(分别为5 m和10 m), 但由于其加工过程温度较高, 厂房较为密闭, 且采用移动式降温除尘设备对机器进行保护.正是由于各采样的位置状态和空间距离差异, 导致两种分析方法结果不同.
3 废旧轮胎资翻新过程职业工人健康效应近年, 经济快速发展和城市化进程的加快对环境造成了巨大压力, 包括PAHs在内的环境污染越来越突出, 特别是一些职业环境中可能存在较高的PAHs. PAHs对人体健康危害也是从职业工人中发现的[29~31], 一些非职业暴露条件下, 苯并芘超量暴露会导致肺癌发病风险显著增加[32, 33].因此, 为探究废旧轮胎翻新过程排放的PAHs对人体健康影响, 本研究通过BaP致癌、致突变等效浓度、终身致癌超额危险度和预期寿命损失这3个指标对废旧轮胎翻新工人的健康风险进行评估.
3.1 总致癌等效浓度和总致突变等效浓度多环芳烃致癌和致突变风险评价参照Jung等的研究[34], 根据8种单体浓度与对应的致癌等效因子(TEF)和致突变等效因子(MEF), 计算致癌等效浓度(TEQ)和致突变等效浓度(MEQ), 以进行PAHs污染致癌和致突变风险评价. 8种PAHs对应的TEF和MEF值见表 3.计算公式为：
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(1) |
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表 3 8种PAHs的TEF和MEF Table 3 TEF and MEF of eight kinds of PAHs |
式中, TEQ为8种PAHs总致癌等效浓度, ng·m-3; ci为第i种PAHs浓度, ng·m-3; TEFi为第i种PAHs的致癌等效因子.
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(2) |
式中, MEQ为8种PAHs总致突变等效浓度, ng·m-3; ci为第i种PAHs浓度, ng·m-3; MEFi为第i种PAHs的致突变等效因子.
运用公式(1)和公式(2), 并结合表 3计算出露天堆放、混炼过程、硫化过程、宿舍楼及打磨过程PAHs总致癌等效浓度分别为：0.549、0.131、0.045、0.143和0.013 1 ng·m-3; 致突变等效浓度分别为0.755、0.194、0.062 9、0.257和0.020 6 ng·m-3.所有采样点致突变等效浓度均大于致癌等效浓度, 且两者在各采样点的大小为露天堆放＞宿舍楼＞混炼过程＞硫化过程＞打磨过程.该结果与表 2中16种PAHs的质量浓度分布不一致, 这可能与这8种毒性较强的单体质量浓度有关.
3.2 呼吸暴露评价及终生致癌超额危险度根据美国EPA综合风险信息数据库(IRIS)数据资料和世卫组织(WHO)评价化学物质致癌性编制的分类系统, BaP为无阈致癌化合物, 其通过呼吸系统进入人体所引起的健康风险评价模型为无阈化学污染物健康风险评价模型[35], 公式为：
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(3) |
式中, R为人群终身致癌超额危险度, 无量纲; q为动物资料推算出人体的致癌强度系数, 取值为3.1 (kg·d)·mg-1; ADD为日均暴露剂量, mg·(kg·d)-1.
呼吸暴露途径的BaP日均暴露剂量计算公式为：
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(4) |
式中, CA为空气中污染物的浓度, mg·m-3; IR为呼吸速率, m3·h-1; ET为暴露时间, h·d-1; EF为暴露频率, d·a-1; ED为暴露持续时间, a; BW为体重, kg; AT为平均接触时间, d.
根据美国EPA暴露因子手册[35]以及超级基金健康风险评价手册[36, 37]的内容, 并结合实际调查情况, 确定废旧轮胎资源再生利用过程人群暴露评价参数, 具体如表 4.
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表 4 暴露评价模型参数 Table 4 Parameters of exposure evaluation model |
根据上述方法, 运用公式(4)计算出职业工人在露天堆放、混炼、硫化、打磨过程和宿舍楼的致癌呼吸暴露评价结果分别为：0.025 8×10-6、0.006 17×10-6、0.001 90×10-6、0.006 74×10-6和0.000 617×10-6 mg·(kg·d)-1.该结果表明该轮胎翻新厂职业人工的致癌呼吸暴露水平比较低, 其暴露程度为：露天堆放>宿舍楼>混炼过程>硫化过程>打磨过程.由公式(3)计算出职业工人在各采样点位的终身致癌危险度分别为：0.008×10-5、0.001 91×10-5、0.000 589×10-5、0.002 09×10-5和0.000 191×10-5.从该结果可知, 各生产环节终生致癌危险度都在百万分之几的级别.也就是说, 如果该厂职业工人在当前的BaP浓度水平下持续暴露20 a后, 由此引起的致癌发病概率为百万分之几.
3.3 职业工人预期寿命损失杨宇等[38]根据天津地区的调查资料和癌症发病率, 计算出10-5癌症超额发病率所对应的成年人的预期寿命损失(lost of life expectancy)为62.16 min据此, 大气PAHs因致癌导致的预期寿命损失计算公式为：
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(5) |
式中, LL为预期寿命损失, min; R为终身致癌超额危险度, 无量纲.
采用公式(5)计算出该废旧轮胎厂各点位大气PAHs通过呼吸暴露对职业工人造成的预期寿命损失.各点位职业工人预期寿命损失程度顺序为：露天堆放(0.497 min)＞宿舍二楼(0.130 min)＞混炼机(0.119 min)＞硫化罐(0.036 6 min)＞打磨翻新(0.019 9 min), 这说明该废旧轮胎加工厂排放的PAHs对职业工人的寿命影响不大.
4 结论(1) 该废旧轮胎翻新厂各采样点排放的PAHs由强到弱为：混炼过程>硫化过程>露天堆放>宿舍楼>打磨过程, 表明轮胎翻新过程不同程度的释放多环芳烃.各采样点的主要贡献单体是菲、蒽、荧蒽以及芘, 4种主要贡献单体与总浓度在各生产阶段呈现一定的线性关系.
(2) 从不同环数分析各点位PAHs的排放特征, 结果表明各采样点均以三环和四环PAHs为主, 五环、六环和二环占比之和不超过10%, 所有采样点不同环数PAHs具有相似的分布特征.可能的PAHs来源分析表明露天堆放与宿舍楼可能受外界燃烧源影响, 而混炼、硫化及打磨过程可能受轮胎含有的胶油或填充油的影响.
(3) 主成分分析法表明, 处于翻新厂房内的混炼工程、硫化过程和打磨过程的PAHs表现出相似的排放特征; 处于翻新厂房外的露天堆放、宿舍楼的PAHs也具有相似的排放特征.同样, 聚类分析表明空间距离较近的打磨过程和宿舍楼的PAHs特征相似, 露天堆放与硫化过程PAHs特征相似, 混炼过程表现出独自特征.
(4) 各采样点16种PAHs对职业工人的健康效应影响结果表明, 职业工人在各采样点的呼吸暴露情况为：露天堆放>宿舍楼>混炼过程>硫化过程>打磨过程; 这几个采样点职业工人终身致癌危险几率较小, 处于百万分之几级别; 且对职业工人的预期寿命影响也不大.
| [1] | 李如林. 废旧轮胎综合利用产业的机遇及发展[J]. 现代橡胶工程, 2011(2): 1-7. |
| [2] |
许冠英, 彭晓春, 周少奇, 等. 废旧轮胎回收利用对策[J]. 广州环境科学, 2009, 24(4): 25-31. Xu G Y, Peng X C, Zhou S Q, et al. Recycling and control measures of scrap tires in Guandong[J]. Guangzhou Environmental Sciences, 2009, 24(4): 25-31. |
| [3] | 曹庆鑫. 借助《准入条件》发布之机促进废轮胎综合利用行业整合重组[J]. 橡胶资源利用, 2012(4): 9-11. |
| [4] | 李卓, 赵磊, 魏立超, 等. 美国废旧轮胎回收利用经验及对天津市的启示[J]. 资源节约与环保, 2012(1): 70-72. |
| [5] |
况敬静. 安徽省淮河流域底泥中PAHs污染性状研究[D]. 淮南: 安徽理工大学, 2007. 2. Kuang J J. Study on pollution characteristics of PAHs in sediments from Huaihe river valley in Anhui[D]. Huainan: Anhui University of Science and Technology, 2007. 2. http://www.wanfangdata.com.cn/details/detail.do?_type=degree&id=Y1113951 |
| [6] | Boonyatumanond R, Murakami M, Wattayakorn G, et al. Sources of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in street dust in a tropical Asian mega-city, Bangkok, Thailand.[J]. Science of the Total Environment, 2007, 384(1-3): 420-432. DOI:10.1016/j.scitotenv.2007.06.046 |
| [7] | Atal A, Levendis Y A, Carlson J, et al. On the survivability and pyrosynthesis of PAH during combustion of pulverized coal and tire crumb[J]. Combustion and Flame, 1997, 110(4): 462-478. DOI:10.1016/S0010-2180(97)00086-2 |
| [8] | Chen S J, Su H B, Chang J E, et al. Emissions of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) from the pyrolysis of scrap tires[J]. Atmospheric Environment, 2007, 41(6): 1209-1220. DOI:10.1016/j.atmosenv.2006.09.041 |
| [9] | Conesa J A, Gálvez A, Mateos F, et al. Organic and inorganic pollutants from cement kiln stack feeding alternative fuels[J]. Journal of Hazardous Materials, 2008, 158(2-3): 585-592. DOI:10.1016/j.jhazmat.2008.01.116 |
| [10] | Monarca S, Feretti D, Zanardini A, et al. Monitoring airborne genotoxicants in the rubber industry using genotoxicity tests and chemical analyses[J]. Mutation Research/genetic Toxicology and Environmental Mutagenesis, 2001, 490(2): 159-169. DOI:10.1016/S1383-5718(00)00163-7 |
| [11] | Aylón E, Murillo R, Fernández-Colino A, et al. Emissions from the combustion of gas-phase products at tyre pyrolysis[J]. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 2007, 79(1-2): 210-214. DOI:10.1016/j.jaap.2006.10.009 |
| [12] | Boffetta P, Jourenkova N, Gustavsson P. Cancer risk from occupational and environmental exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons[J]. Cancer Causes & Control, 1997, 8(3): 444-472. |
| [13] |
董彩玉, 苍飞飞. GC/MS内标法测定全钢载重子午线轮胎中的多环芳烃含量[J]. 轮胎工业, 2013, 33(2): 119-123. Dong C Y, Cang F F. Determination of PAHs in truck and bus radial tire by GC/MS and internal standard method[J]. Tire Industry, 2013, 33(2): 119-123. |
| [14] |
贾敬香, 潘铁英, 杜一平, 等. 超声波萃取-GC/MS法测定橡胶轮胎中的多环芳烃[J]. 环境污染与防治, 2008, 30(3): 54-56, 61. Jia J X, Pan T Y, Du Y P, et al. Determination of polycyclic aromatic hydrocarbons in tyre using supersonic extraction coupled with gas chromatography/mass spectrometry[J]. Environmental Pollution & Control, 2008, 30(3): 54-56, 61. |
| [15] |
周变红, 张承中, 王格慧. 西安城区大气中多环芳烃的季节变化特征及健康风险评价[J]. 环境科学学报, 2012, 32(9): 2324-2331. Zhou B H, Zhang C Z, Wang G H. Seasonal variation and health risk assessment of atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the urban area of Xi'an[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(9): 2324-2331. |
| [16] |
李志刚, 周志华, 李少艾, 等. 深圳市大气中多环芳烃的污染特征与来源识别[J]. 中国环境科学, 2011, 31(9): 1409-1415. Li Z G, Zhou Z H, Li S A, et al. Pollutant characterization and source identification of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in Shenzhen atmosphere[J]. China Environmental Science, 2011, 31(9): 1409-1415. |
| [17] |
赵淑莉, 戴天有, 段小丽, 等. 北京城市空气中多环芳烃的污染特征[J]. 环境科学研究, 2007, 20(3): 16-20. Zhao S L, Dai T Y, Duan X L, et al. Pollution characterization of polycyclic aromatic hydrocarbons in Beijing ambient air[J]. Research of Environmental Sciences, 2007, 20(3): 16-20. |
| [18] |
彭华. 郑州市环境空气中多环芳烃污染状况及变化规律的研究[J]. 中国环境监测, 2008, 24(4): 75-78. Peng H. Study on the contamination of polycyclic aromatic hydrocarbons in the air of Zhengzhou city[J]. Environmental Monitoring in China, 2008, 24(4): 75-78. |
| [19] |
金银龙, 李永红, 常君瑞, 等. 我国五城市大气多环芳烃污染水平及健康风险评价[J]. 环境与健康杂志, 2011, 28(9): 758-761. Jin Y L, Li Y H, Chang J R, et al. Atmospheric PAHs levels and health risk assessment in five cities of China[J]. Journal of Environment and Health, 2011, 28(9): 758-761. |
| [20] |
李军, 张干, 祁士华. 广州市大气中多环芳烃分布特征、季节变化及其影响因素[J]. 环境科学, 2004, 25(3): 7-13. Li J, Zhang G, Qi S H. Characteristics and seasonal variations and influence factors on polycyclic aromatic hydrocarbons in Guangzhou City[J]. Environmental Science, 2004, 25(3): 7-13. |
| [21] | 谢忠麟. 多环芳烃与橡胶制品[J]. 橡胶工业, 2011, 58(6): 359-376. |
| [22] |
王震, 董佳英. 裂解气相色谱-质谱法和热失重法检验轮胎胎面胶成分[J]. 刑事技术, 2014, 39(4): 14-17. Wang Z, Dong J Y. Analysis of tire tread rubber by TGA and PGC-MS[J]. Forensic Science and Technology, 2014, 39(4): 14-17. |
| [23] |
宋冠群, 林金明. 环境样品中多环芳烃的前处理技术[J]. 环境科学学报, 2005, 25(10): 1287-1296. Song G Q, Lin J M. Sample pretreatment techniques for polycyclic aromatic hydrocarbons in environmental matrix[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2005, 25(10): 1287-1296. DOI:10.3321/j.issn:0253-2468.2005.10.001 |
| [24] |
吴水平, 兰天, 左谦, 等. 天津地区一些降尘中多环芳烃的含量与分布[J]. 环境科学学报, 2004, 24(6): 1066-1073. Wu S P, Lan T, Zuo Q, et al. PAHs in the dust fallfrom tianjin area collected during winter and summer seasons[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2004, 24(6): 1066-1073. |
| [25] | Xiao R, Du X M, He X Z, et al. Vertical distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in Hunpu wastewater-irrigated area in northeast China under different land use patterns[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2008, 142(1-3): 23-34. DOI:10.1007/s10661-007-9905-x |
| [26] | Soclo H H, Garrigues P, Ewald M. Origin of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in coastal marine sediments:case studies in Cotonou (Benin) and Aquitaine (France) Areas[J]. Marine Pollution Bulletin, 2000, 40(5): 387-396. DOI:10.1016/S0025-326X(99)00200-3 |
| [27] | Mai B X, Fu J M, Sheng G Y, et al. Chlorinated and polycyclic aromatic hydrocarbons in riverine and estuarine sediments from Pearl River Delta, China[J]. Environmental Pollution, 2002, 117(3): 457-474. DOI:10.1016/S0269-7491(01)00193-2 |
| [28] |
裴宜星. 废轮胎回转窑热解油的应用研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2006. 43-44. Pei Y X. Properties and application of pyrolytic oil from pyrolysis of used tires in rotary kiln[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2006. 43-44. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10335-2006175784.htm |
| [29] | Bosetti C, Boffetta P, La Vecchia C. Occupational exposures to polycyclic aromatic hydrocarbons, and respiratory and urinary tract cancers:a quantitative review to 2005[J]. Annals of Oncology:Official Journal of the European Society for Medical Oncology, 2006, 18(3): 431-446. DOI:10.1093/annonc/mdl172 |
| [30] | Armstrong B, Hutchinson E, Unwin J, et al. Lung cancer risk after exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons:a review and meta-analysis[J]. Environmental Health Perspectives, 2004, 112(9): 970-978. DOI:10.1289/ehp.6895 |
| [31] | Mastrangelo G, Fadda E, Marzia V. Polycyclic aromatic hydrocarbons and cancer in man[J]. Environmental Health Perspectives, 1996, 104(11): 1166-1170. DOI:10.1289/ehp.961041166 |
| [32] | Mumford J L, He X Z, Chapman R S, et al. Lung cancer and indoor air pollution in Xuan Wei, China[J]. Science, 1987, 235(4785): 217-220. DOI:10.1126/science.3798109 |
| [33] | Zhou B, Zhao B. Population inhalation exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons and associated lung cancer risk in Beijing region:Contributions of indoor and outdoor sources and exposures[J]. Atmospheric Environment, 2012, 62(15): 472-480. |
| [34] | Jung K H, Yan B Z, Chillrud S N, et al. Assessment of benzo(a)pyrene-equivalent carcinogenicity and mutagenicity of residential indoor versus outdoor polycyclic aromatic hydrocarbons exposing young children in New York City[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2010, 7(5): 1889-1900. DOI:10.3390/ijerph7051889 |
| [35] | US EPA. EPA/600/P-95/002, Exposure factors handbooks[S]. |
| [36] | US EPA. EPA/540/1-89/002, Risk assessment guidance for superfund volume I human health evaluation manual (Part A)[S]. |
| [37] | US EPA. EPA/540/1-86/060, Super fund public health evaluation manual[S]. |
| [38] |
杨宇, 胡建英, 陶澍. 天津地区致癌风险的预期寿命损失分析[J]. 环境科学, 2005, 26(1): 168-172. Yang Y, Hu J Y, Tao S. Loss of life expectancy analysis for cancer risk in Tianjin area[J]. Environmental Science, 2005, 26(1): 168-172. |