2. 长安大学环境科学与工程学院, 西安 710064
2. School of Environment Science and Engineering, Chang'an University, Xi'an 710064, China
城市大气中颗粒物、氮氧化物、一氧化碳和臭氧等污染物会通过呼吸过程、皮肤暴露等进入人体, 对人体健康产生显著影响.有研究表明, 大气颗粒物污染会造成人群心血管疾病死亡率和患病率的上升[1、2], 其中细颗粒物(空气动力学直径≤2.5 μm)易吸附有毒有机物和重金属穿透肺泡进入血液, 对人体健康危害极大[3~5]; 长期处于NO2污染环境, 会出现呼吸道感染, 肺功能下降, 引起慢性支气管炎、冠心病和心脏病等[6]; 机动车燃料不完全燃烧产生的CO对人体心血管系统也有极大的负面作用[7]; 免疫学研究表明, O3长期暴露对呼吸系统死亡率有促进作用, 会导致健康成年人的肺功能下降15%~20%[8].研究典型人群在具体环境条件下的空气污染物暴露特征, 有利于降低人群大气污染暴露水平、保护人体健康.国内外针对不同人群在不同环境条件下的空气污染物个体暴露开展了一些研究, 主要通过室外固定点监测或单人跟踪监测等方法, 针对老年人、儿童等承担健康风险最大的敏感分组人群开展了PM2.5和CO暴露研究[9~11], 对隧道工人等典型职业类型的PM10进行了暴露评价[12], 还有针对学生、职员、家庭主妇3类人群在住宅、办公室、公交车等活动中的PM2.5个体暴露水平进行监测评估[13], 对交通出行条件下的空气污染暴露方面也开展了一些研究[14~16].
随着人们生活水平提高和健康意识增强, 越来越多的人选择户外跑步锻炼, 当前我国大部分城市空气质量状况不容乐观, 而跑步时人体与外界通过口鼻呼吸的气体交换量较日常活动增大许多[17], 易造成短时间内吸入污染物量显著增加, 长期跑步人群的空气污染物呼吸暴露不容忽视.同一城市在不同的季节、时间、区域空气污染状况差异较大, 如何科学选择跑步时间和路线, 降低空气污染暴露风险, 已经成为城市跑步爱好者关注的热点问题.根据跑步人群运动的时间和空间特点, 开展跑步者大气污染物PM2.5、NOx、CO和O3呼吸暴露的时空差异性分析与评价的研究报道尚少.本研究通过分析北京市典型跑步区域大气污染物浓度的季节和日变化特征, 在对102位跑步爱好者调查的基础上, 研究不同跑步时间、地点条件下跑步者大气污染物吸入剂量差异, 以期为开展城市跑步人群空气污染物暴露与健康研究提供依据, 并为北京市跑步爱好者科学跑步提供参考.
1 材料与方法 1.1 研究区域和观测数据城市跑步爱好者通常会在公园内或道路旁进行跑步锻炼, 本研究选择北京市城市核心区跑步人群比较集中的天坛公园和奥体中心作为公园跑步的代表性区域, 选择跑步人群较多的永定门内大街和前门东大街作为路跑的代表性区域, 定陵作为背景对照区.以上研究区域内均设有空气质量在线监测站, 监测站严格按照《环境空气质量监测点位布设技术规范(试行)》(HJ 664-2013)的点位布设标准要求建设, 主要监测指标包括PM2.5、CO、NOx和O3等, 污染物浓度监测数据来源于北京市环境空气在线监测网中心监测站点实时监测结果.北京典型跑步区域环境空气监测点位置如图 1所示.
北京属于典型的温带季风气候, 四季分明、雨热同期, 根据气象划分确定3~5月为春季, 6~8月为夏季, 9~11月为秋季, 12月~来年2月为冬季, 并把1、4、7、10月作为冬、春、夏、秋季的代表月份.考虑到马拉松等长距离跑步活动在每年春季4月和秋季10月较多, 本文选择春、夏、秋、冬四季中的典型月份进行跑步区域大气污染数据统计分析, 研究时间区间为春季(2016年4月1~30日)、夏季(2016年7月1~31日)、秋季(2016年10月1~31日)、冬季(2017年1月1~31日).
1.2 观测仪器空气质量在线监测站采用基于微量振荡天平法(TEOM)Thermo Fisher1405F系列监测仪对PM2.5进行监测.采用Thermo Fisher 48C气体过滤相关法分析仪监测CO浓度, 分析仪最低检测限为40×10-9(体积分数, 下同), 零漂小于100×10-9/24 h, 跨漂为±1%/24 h.采用Thermo Fisher42C化学发光NO-NO2-NOx分析仪监测NOx浓度, 分析仪最低检测限为0.05×10-9, 零漂小于0.025×10-9/24 h, 跨漂为±1%/24 h.采用Thermo Fisher49C紫外光度法分析仪监测O3浓度, 分析仪最低检测限为1×10-9, 精度为1×10-9, 零漂为0.4%/24 h, 跨漂为±1%/24 h, ±2%/7 d.各监测仪器均参照国家标准定期校准, 保证监测数据的准确性和有效性.
1.3 研究对象据不完全统计北京长跑人数超过200万人[18], 但很多是偶尔参加户外跑步的人群, 分析其跑步特征条件下受大气污染物暴露影响的典型性和代表性不高, 因此, 本研究重点关注长期坚持户外跑步的跑步爱好者群体.目前, 长期坚持跑步的跑步爱好者大都会使用跑步软件APP进行跑步的全过程记录, 并在每次跑步活动后进行跑步打卡(数据上传), 因此依托当前流行的咕咚跑步软件APP平台, 筛选出跑龄1 a以上且平均每周能打卡1次以上的个体作为跑步爱好者的典型代表, 并从中随机选取102名跑步爱好者进行跟踪调查.调查者中男性72人、女性30人, 分别占调查人数的70.6%和29.4%.
通过对102名跑步爱好者连续3个月在软件平台上传的相关运动数据进行统计分析, 获得跑步速度、单次跑步距离、跑步区域等跑步特征数据, 调查结果基本能够反映北京市长期坚持户外跑步的爱好者的主要跑步特征.
1.4 吸入剂量计算方法考虑到人体暴露水平与环境中污染物浓度密切相关, 假定在环境监测站周围的各种空气污染物浓度均一、周围人群暴露方式相同, 根据监测数据可评价周围区域的人群暴露水平[19].但是, 污染物浓度仅考虑了环境介质中污染物的强度, 并未反映人体暴露于污染物的频率和持续时间, 无法全面地描述健康风险.而吸入剂量的概念能够更好地反映进入人体内的污染物的量, 适宜成为暴露风险分析的评价指标[20~23].
吸入剂量含义如公式(1)所示:
(1) |
式中, E吸为跑步爱好者单次跑步的吸入剂量(μg); ct为暴露浓度(μg·h·m-3); Bt为人的跑步呼吸速率(m3·h-1); t1和t2分别是跑步的起止时间, 即暴露时间(h).
2 结果与讨论 2.1 污染物浓度季节变化图 2显示了北京典型跑步区域天坛公园、奥体中心、前门东大街和永定门内大街以及定陵背景对照点污染物浓度季节变化情况, 可以看出, 同一跑步区域、同一种污染物浓度的季节差异明显, 其中CO、NO2和PM2.5浓度呈现冬季高、春季和夏季相对较低的特点, 3种污染物冬季的最高浓度区域分别为天坛公园(2.5±2.6)mg·m-3、前门东大街(83.77±48.99)μg·m-3和永定门内大街(127.74±143.61)μg·m-3, 其浓度平均值分别是相应定陵背景监测点浓度的1.8倍、2.23倍和1.72倍, 春季的最低浓度分别为定陵(0.67±0.49)mg·m-3、(26.41±11.64)μg·m-3和(61.0±51.0)μg·m-3; 二次污染物O3则呈现春夏季高、秋冬季低的特点, 春季和夏季的O3最高浓度分别为定陵(84.6±41.99)μg·m-3和奥体中心(103.95±72.92)μg·m-3, 部分超过《环境空气质量标准》日最大8h平均一级浓度限值(100μg·m-3), 秋季和冬季的最低浓度分别为前门东大街(19.26±25.16)μg·m-3和天坛公园(24.77±23.76)μg·m-3, 这主要与O3形成过程中受光照、气温等影响因素的季节性差异有关[24].可以认为在北京冬季跑步时受到的CO、NO2和PM2.5污染影响较春、夏季节更大, 而与此相反的是春、夏季节跑步时受到的O3影响却要比冬季严重得多.
北京典型跑步区域及背景对照区域主要污染物CO、NO2、O3和PM2.5质量浓度日变化情况见图 3~6.
从图 3典型区域CO浓度日变化情况来看, 不同季节各区域CO浓度总体满足《环境空气质量标准》(GB 3095-2012)日均浓度限值要求(4 mg·m-3).其中, 天坛公园、奥体中心、前门东大街和永定门内大街等4个典型跑步区域, CO浓度在春、夏季总体呈现白天高、夜间低的“单峰”现象, 分别在春季06:00~08:00、夏季08:00~10:00达到浓度最高值, 下午16:00左右浓度达到低值; 秋、冬季节总体呈现白天低、夜间高的状况, 这可能与秋、冬季节城市区域边界层高度和层结稳定性的日变化[25]和区域性采暖排放等影响因素有关.定陵背景监测点CO浓度则相对较低, 小时浓度在0.59~1.78 mg·m-3之间, 日内总体变化不大.从不同区域来看, 公园区和道路旁的CO浓度变化趋势基本一致, 但路侧污染物浓度总体要高于公园, 分析原因主要由于在距离效应的作用下[26], 路侧区域受机动车直接排放的CO影响更明显.
从图 4不同时段NO2浓度日变化情况来看, 春夏季节总体满足《环境空气质量标准》日均浓度限值(80 μg·m-3)要求, 秋冬季节前门东大街、永定门内大街部分时段超标, 最高分别超标26.8%和16.6%. 4个跑步区域NO2浓度在春夏季总体呈现“双谷”型[27], 下午16:00左右达到全天最低值, 这与正午前后对流层内高浓度的OH消耗作用强烈、NO2明显减少有关[28]. NO2浓度在20:00~次日08:00时段保持在较高水平, 其中凌晨04:00点左右出现次谷值; 秋冬季节NO2浓度总体保持在较高水平, 白天浓度略低于夜间, 有研究表明受太阳辐射变化影响, 夏季白天OH最高浓度一般是冬季最高浓度的3~5倍[29], 致使冬季NO2浓度上下午差距明显减小.定陵背景监测点NO2浓度则相对较低, 日间变化不大.从不同区域来看, 公园区和道路旁NO2浓度变化趋势总体一致, 但道路旁污染物浓度总体要高于公园区, 在春夏季节差异性更明显, 由于道路机动车尾气排放的NO在O2氧化作用下会迅速生成NO2, 路侧区域极易形成NO2高浓度污染带.
从图 5不同时段O3浓度日变化情况来看, 夏季奥体中心和天坛公园部分时段(14:00~19:00)超过《环境空气质量标准》1 h均值一级浓度限值要求(160μg·m-3), 最高时段分别超标11.8%和1%.春季、秋季和冬季总体能达标. 4个跑步区域O3浓度总体呈现“单峰”现象, 早晨06:00~08:00浓度最低, 14:00~18:00浓度处于较高的区间; 春季和夏季O3浓度总体较高, 呈现出白天浓度峰值高、持续时间长的现象, 这与相关研究结论基本一致[30、31].公园区和道路旁O3浓度变化趋势基本一致, 但公园区O3浓度总体高于路侧, 主要是由于路侧机动车尾气排放的还原性气体NO会与O3迅速反应生成NO2(NO+O3→NO2+O2; NO2+hv→NO+O; O+O2+M→O3+M), O3的消耗速率大于形成速率.从降低跑步人群受O3污染影响的角度来看, 应该选择在早晨(06:00~08:00)跑步, 夜跑时尽量在20:00以后或更晚, 另外相同时段情况下在路侧跑步的人群O3暴露浓度较公园内要低.
从图 6不同时段PM2.5浓度日变化情况来看, 4个跑步区域大部分时段超过《环境空气质量标准》日均值二级浓度限值(75 μg·m-3)要求, 秋冬季节超标更明显, 定陵背景对照点除冬季外基本能够达标.春夏季节PM2.5浓度变化总体呈现“双峰”现象, 白天高夜间低, 在08:00和14:00分别出现峰值, 这与城市人类活动和交通出行增加有关; 秋季则呈现典型的“双谷”现象, 在08:00和16:00则出现明显的低值, 白天13:00达到浓度峰值, 晚上20:00~次日04:00总体保持在高浓度水平; 冬季浓度总体较高, 呈现明显的“单谷”现象, 白天08:00~16:00浓度较低、夜间浓度维持在较高水平, 分析认为这与北方城市冬季采暖有关, 随着夜间采暖需求增加PM2.5浓度呈现夜间高白天低[32].公园区和道路旁PM2.5浓度变化趋势基本一致, 但路侧污染物浓度总体要高于公园区域[33], 一方面路侧区域受机动车尾气排放和机动车卷扬带起的道路扬尘影响较大, 另外一方面公园绿色植物能够有效阻滞吸附PM2.5[34].
根据污染物浓度日变化特征, 表 1中筛选出不同季节一天中较适宜跑步的典型时段, 可以看出, 从避免CO、NO2、PM2.5较高浓度暴露对跑者健康影响角度分析, 公园内和道路旁两类跑步区域四季的下午时段(16:00~18:00)较适宜跑步, 春季和夏季的晚上也比较适宜, 秋季和冬季的早晨时段更适宜跑步; 从避开O3较高浓度暴露的污染影响角度来看, 四季的早晨(06:00~8:00)和晚上(18:00~20:00)时段较适宜跑步, 夜跑时20:00之后更好.
2.3 道路与邻近公园污染物浓度相关性
图 7显示了永定门内大街及其邻近的天坛公园内污染物浓度相关性, 可以看出, 一天24 h中不同时间段、不同种类污染物在路侧的浓度与邻近公园内呈线性相关关系, 但不同污染物表现有差异, 其中典型的机动车排放污染物CO的化学反应速率较低, 路侧污染物浓度与公园内基本一致(c路/c园=1.01, R2=0.93); NO2为机动车排放的NO转化后形成的二次污染物, 其化学转化速率快, 当路侧浓度较低时(低于90.09μg·m-3)公园内浓度要低于路侧(c路/c园=0.56), 当路侧浓度较高时临近的公园内NO2浓度出现累积现象, 可能与公园内通风、扩散条件较差等有关; O3为机动车排放的NO转化后形成的典型二次污染物, 总体表现为路侧浓度低于天坛公园(c路/c园=0.74, R2=0.97); PM2.5总体表现为路侧浓度高于公园内浓度(c路/c园=1.19), 这与PM2.5易受道路绿化带阻滞、吸附等有关系[34].从比值数据可以看出, 公园内与路侧不同污染物的小时浓度明显相关, 通常情况下除O3外其他主要污染物路侧浓度总体较公园内高.
通过对北京市102位跑步爱好者的跑步区域、速度、距离和空气质量状况影响等进行调查和统计分析.结果表明, 户外跑步活动受空气质量状况影响明显, 92%的跑步爱好者在空气质量达到优、良和轻度污染时会考虑进行户外跑步, 当空气质量为中、重、严重污染时会停止户外跑步运动.在跑步区域选择方面, 沿城市道路跑步的爱好者为38名, 占总调查人数的37.3%, 选择公园内跑步的达到64名, 占总调查人数的62.7%, 表明大部分跑步爱好者更倾向于在公园内跑步, 主要包括北京奥林匹克森林公园、朝阳公园、天坛公园等.跑步时段的选择方面, 选择早晨跑步的爱好者为32名, 占调查人数的31.4%, 偏爱晚上跑步的人数为68名, 占总调查人数的66.7%.从单次跑步里程来看, 平均跑步里程为(10.93±3.34)km, 其中, 单次跑步在10 km以内的有22人, 占调查人数的21.6%, 单次跑步在10~20 km的人达到66人, 占调查人数的64.7%, 其余14名跑步爱好者单次跑步都超过20 km, 可以认为典型的跑步爱好者单次跑步大都会超过10 km, 这与相关调查结果(中国跑者的跑步距离较长, 平均每次跑步距离达到9.3 km)基本一致[35].从跑步速度来看, 平均跑步速度达到(12.54±0.9)km·h-1.
2.4.2 污染物吸入剂量选择空气质量达到优、良或轻度污染天气条件下的污染物浓度监测结果, 根据公式(1)计算得到北京跑步爱好者在不同跑步区域、不同跑步时段(晨跑06:00~08:00、下午跑16:00~18:00、夜跑18:00~20:00)跑步时各类污染物的吸入剂量.根据2.4.1节的跑步情况调查结果, 本研究中按照单次跑步距离12.54 km、用时1 h(平均速度12.54 km·h-1)作为典型跑步人群运动特征进行计算.根据美国环保署暴露因子手册提供的相关数据[17]以及中国环境保护部研究得出的中国人群分省份呼吸量推荐值[36], 公式(1)中呼吸速率Bt取北京市成年人极重体力活动条件下的呼吸速率值5.63×10-2 m3·min-1, 计算结果见表 2.
结果表明, 同一区域不同跑步时段的污染物吸入剂量差异明显.从单次跑步CO吸入剂量来看, 天坛公园、奥体中心、前门东大街和永定门内大街等4个跑步区域在4个季节总体呈现出晨跑[(3.22±0.37)mg]>夜跑[(2.82±0.61)mg]>下午跑[(2.44±0.65)mg], 其中前门东大街冬季晨跑CO吸入剂量是下午跑的2.46倍、是夜跑的1.12倍; 从NO2吸入剂量来看, 所有区域均呈现出春季、夏季晨跑[(0.19±0.04)mg]>夜跑[(0.14±0.05)mg]>下午跑[(0.11±0.04)mg], 其中奥体中心春季晨跑CO吸入剂量是下午跑的1.64倍、是夜跑的1.48倍, 秋季、冬季表现为晨跑[(0.16±0.05)mg]<下午跑[(0.18±0.05)mg]<夜跑[(0.22±0.06)mg]的特点; 从O3吸入剂量来看, 各区域呈现出晨跑[(0.09±0.03)mg]<夜跑[(0.25±0.16)mg]<下午跑[(0.3±0.16)mg]的现象, 春季、夏季表现得更为明显, 其中奥体中心夏季夜跑、下午跑分别是晨跑中O3吸入剂量的5.5倍和6倍; 从PM2.5吸入剂量来看, 总体呈现出春季、夏季为晨跑[(0.21±0.02)mg]>夜跑[(0.20±0.03)mg]>下午跑[(0.19±0.02)mg], 秋季、冬季为夜跑[(0.19±0.04)mg]>下午跑[(0.16±0.03)mg]>晨跑[(0.14±0.02)mg].不同区域同一时段的污染物吸入剂量差异显著.从单次跑步CO、NO2和PM2.5吸入剂量来看, 路跑条件下的污染物吸入剂量平均值分别较公园跑步高2.54%~7.35%、37.5%~53.85%和6.77%~11.11%;从O3吸入剂量来看, 路跑条件下的O3吸入剂量平均值总体较公园跑步情况下低16.22%~17.21%, 这与道路机动车排放的NO迅速转化为NO2的过程中大量消耗O3(NO+O3→NO2+O2)[37]有关.
有研究表明, 短期O3暴露与每日总死亡率之间存在显著相关关系, 即使在调整了其他空气污染物如PM2.5之后[38].天气晴朗、能见度高、气温暖和的条件下, O3峰值的浓度更高、污染更加严重[39], 但这种天气条件正好是跑步爱好者户外跑步的高峰, 因此需要特别注意O3呼吸暴露对长期跑步者健康影响, 尽量避开O3污染严重的下午时段.从减少跑步者单次运动过程中CO、NO2、PM2.5和O3污染物吸入剂量角度来看, 春夏季节可选择晚上时段跑步, 20:00以后跑步降低O3呼吸暴露的影响更明显, 也可以选择在早晨跑步, 此时CO、NO2、PM2.5吸入剂量较晚上高, 但O3吸入剂量均值较晚上低0.3 mg, 降低跑步过程中O3污染影响的效果非常明显; 秋冬季节更适宜选择晨跑、避免夜跑, 也可以选择在下午时段跑步, 此时单次运动过程中NO2、O3和PM2.5呼吸剂量总体较低且均值较晨跑仅分别增加了0.02、0.07和0.02 mg, 增加量不大, CO呼吸剂量较晨跑要低0.7 mg.
Marshall等[40]曾计算1996~1999年美国南加州机动车污染的CO单人年平均小时吸入量为0.96 mg(呼吸速率按20 m3·d-1计), Hu等[41]研究得到悉尼慢跑者CO小时吸入剂量为0.6 mg, Tan等[42]研究得到新加坡步行者在人行道上行走的CO和PM2.5小时吸入剂量分别为0.83 mg和0.054 mg.可以看出, 北京市跑步爱好者在优、良和轻度污染天气条件下在公园区和路侧环境下跑步时CO吸入剂量是美国南加州受机动车污染人群CO吸入剂量的1.51~4.07倍, 是悉尼慢跑者人群CO吸入剂量的2.42~6.52倍, 分别是新加坡人行道上步行人群CO和PM2.5吸入剂量的1.75~4.71倍和1.85~4.44倍.表明北京跑步人群污染物吸入剂量总体处于较高水平, 尤其是冬季更为明显.路跑环境下跑步者CO和NO2吸入剂量与奥运前(Ⅰ阶段)北四环道路附近0~50m(1区)人群相关污染物吸入剂量的研究结果基本一致[43].
3 结论(1) 北京典型跑步区域的污染物浓度随季节变化明显, CO、NO2和PM2.5冬季最高, 分别为天坛公园(2.5±2.6) mg·m-3、前门东大街(83.77±48.99)μg·m-3和永定门内大街(127.74±143.61)μg·m-3, 春季和夏季较低, O3呈现出春季和夏季高、秋季和冬季低的特点.不同污染物浓度日变化差异显著, 不同跑步区域, 四季的下午时段(16:00~18:00)CO、NO2、PM2.5浓度较低, 早晨(06:00~08:00)和晚上(18:00~20:00)时段O3浓度较低.
(2) 城市道路路侧与其邻近公园内的污染物浓度显著相关, 但不同污染物表现有差异, 其中CO路侧浓度与公园内基本一致(c路/c园=1.01), NO2和PM2.5路侧浓度则明显高于公园内, O3路侧浓度较公园内低(c路/c园=0.74).
(3) 空气质量状况对跑步者是否进行户外运动影响明显, 中度及以上污染情况下92%跑者停止户外跑步. 62.7%的跑步爱好者更喜欢在公园内跑步, 66.7%的跑步爱好者更倾向于在晚上跑步.大部分爱好者单次跑步里程在10~20km, 典型跑步爱好者平均跑步速度达到(12.54±0.9) km·h-1.
(4) 为了减少CO、NO2、PM2.5和O3污染物吸入剂量, 春夏季节可选择晚上时段跑步, 20:00以后跑步降低O3呼吸暴露的影响更明显, 也可以选择在早晨跑步, 秋冬季节更适宜选择晨跑、避免夜跑, 也可以选择在下午时段跑步.同一时段不同区域跑步时的污染物吸入剂量差异显著, 路跑条件下CO、NO2和PM2.5的吸入剂量分别较公园跑步高2.54%~7.35%、37.5%~53.85%和6.77%~11.11%, 但O3刚好相反.在优、良和轻度污染天气条件下的北京跑步者CO和PM2.5吸入剂量较悉尼慢跑者和新加坡步行者等群体的污染物吸入剂量要高.
[1] |
王宛怡, 王旗. 大气颗粒物对心血管系统疾病的影响及其机制的研究进展[J]. 环境与健康杂志, 2009, 26(9): 834-837. Wang W Y, Wang Q. Impact and mechanism of ambient particulate matter on cardiovascular diseases[J]. Journal of Environment and Health, 2009, 26(9): 834-837. |
[2] |
齐爱, 张亚娟, 杨惠芳. 大气PM2.5对心血管系统影响及其作用机制研究进展[J]. 环境与健康杂志, 2016, 33(5): 465-469. Qi A, Zhang Y J, Yang H F. Adverse effects of atmospheric PM2.5 on cardiovascular system and mechanism:a review of recent studies[J]. Journal of Environment and Health, 2016, 33(5): 465-469. |
[3] |
范娇, 秦晓蕾, 薛晓丹, 等. 细颗粒物的免疫毒性研究进展[J]. 环境化学, 2013, 32(2): 195-201. Fan J, Qin X L, Xue X D, et al. Research progress on the immunotoxicity of fine particulate matters[J]. Environmental Chemistry, 2013, 32(2): 195-201. DOI:10.7524/j.issn.0254-6108.2013.02.003 |
[4] |
付铠, 周启星, 胡献刚. 大气颗粒物物理化学属性致病效应与损伤机制的研究进展[J]. 生态毒理学报, 2016, 11(1): 25-36. Fu K, Zhou Q X, Hu X G. The research progress in physiochemical properties of atmospheric particulate matters for health effects and mechanisms[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(1): 25-36. |
[5] |
杨维, 赵文吉, 宫兆宁, 等. 北京城区可吸入颗粒物分布与呼吸系统疾病相关分析[J]. 环境科学, 2013, 34(1): 237-243. Yang W, Zhao W J, Gong Z N, et al. Spatial distribution of inhalable particulate and association with respiratory disease in Beijing city[J]. Environmental Science, 2013, 34(1): 237-243. |
[6] |
张莹, 宁贵财, 康延臻, 等. 北京市大气污染物与呼吸系统疾病入院人数的时间序列[J]. 兰州大学学报(自然科学版), 2015, 51(1): 87-92. Zhang Y, Ning G C, Kang Y Z, et al. Time-series analysis of the association between outdoor air pollution and emergency room admissions for respiratory diseases in Beijing city[J]. Journal of Lanzhou University (Natural Sciences), 2015, 51(1): 87-92. |
[7] | Chen R J, Pan G W, Zhang Y P, et al. Ambient carbon monoxide and daily mortality in three Chinese cities:the China air pollution and health effects study (CAPES)[J]. Science of the Total Environment, 2011, 409(23): 4923-4928. DOI:10.1016/j.scitotenv.2011.08.029 |
[8] | Jerrett M, Burnett R T, Pope C A 3rd, et al. Long-term ozone exposure and mortality[J]. New England Journal of Medicine, 2009, 360(11): 1085-1095. DOI:10.1056/NEJMoa0803894 |
[9] |
王嫒, 黄薇, 汪彤, 等. 患心血管病老年人夏季PM2.5和CO的暴露特征及评价[J]. 中国环境科学, 2009, 39(9): 1005-1008. Wang Y, Huang W, Wang T, et al. Characterization and assessment of exposure to PM2.5 and CO for a cardiovascular elderly panel in summer in Beijing[J]. China Environmental Science, 2009, 39(9): 1005-1008. |
[10] |
韩金保, 倪天茹, 李彭辉, 等. 天津市老年人PM2.5暴露研究[J]. 中国环境科学, 2015, 35(2): 610-616. Han J B, Ni T R, Li P H, et al. Exposure of elderly to PM2.5 in Tianjin, China[J]. China Environmental Science, 2015, 35(2): 610-616. |
[11] |
柯钊跃, 王佳, 郑君瑜, 等. 广州市学龄儿童在校期间PM2.5暴露水平评价[J]. 中国环境科学, 2011, 31(10): 1618-1624. Ke Z Y, Wang J, Zheng J Y, et al. PM2.5 exposure assessment of school children at a primary school in Guangzhou, China[J]. China Environmental Science, 2011, 31(10): 1618-1624. |
[12] |
向华丽, 杨俊, 仇珍珍, 等. 隧道工人的PM10职业暴露特征调查分析及其健康风险评价[J]. 环境科学, 2015, 36(8): 2768-2774. Xiang H L, Yang J, Qiu Z Z, et al. Health risk assessment of tunnel workers based on the investigation and analysis of occupational exposure to PM10[J]. Environmental Science, 2015, 36(8): 2768-2774. |
[13] |
闫伟奇, 张潇尹, 郎凤玲, 等. 北京地区大气细颗粒物的个体暴露水平[J]. 中国环境科学, 2014, 34(3): 774-779. Yan W Q, Zhang X Y, Lang F L, et al. Personal exposure levels to atmospheric fine particulate matters in Beijing, China[J]. China Environmental Science, 2014, 34(3): 774-779. |
[14] |
肖珊, 余琦, 马蔚纯, 等. 上海冬季公共交通出行PM1污染暴露特征[J]. 中国环境科学, 2012, 32(11): 1933-1938. Xiao S, Yu Q, Ma W C, et al. Commuter exposure to PM1 in public transport modes in winter in Shanghai[J]. China Environmental Science, 2012, 32(11): 1933-1938. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2012.11.002 |
[15] | Gulliver J, Briggs D J. Personal exposure to particulate air pollution in transport microenvironments[J]. Atmospheric Environment, 2004, 38(1): 1-8. DOI:10.1016/j.atmosenv.2003.09.036 |
[16] | Kaur S, Nieuwenhuijse M J, Colvile R N. Fine particulate matter and carbon monoxide exposure concentrations in urban street transport microenvironments[J]. Atmospheric Environment, 2007, 41(23): 4781-4810. DOI:10.1016/j.atmosenv.2007.02.002 |
[17] | US EPA. EPA/600/R-09/052A Exposure factors handbook: 2009 update[R]. 2009. |
[18] | 王怡薇. 中国跑步热不跑你就out了: 全国每年马拉松赛事多达49个北京长跑人数超200万[EB/OL]. http://sports.qq.com/original/inside/sd262.html, 2014-10-21. |
[19] | Lebret E. Models of human exposure based on environmental monitoring[J]. Science of the Total Environment, 1995, 168(2): 179-185. DOI:10.1016/0048-9697(95)04622-8 |
[20] | Chan L Y, Lau W L, Zou S C, et al. Exposure level of carbon monoxide and respirable suspended particulate in public transportation modes while commuting in urban area of Guangzhou, China[J]. Atmospheric Environment, 2002, 36(38): 5831-5840. DOI:10.1016/S1352-2310(02)00687-8 |
[21] | Chan L Y, Lau W L, Wang X M, et al. Preliminary measurements of aromatic VOCs in public transportation modes in Guangzhou, China[J]. Environment International, 2003, 29(4): 429-435. DOI:10.1016/S0160-4120(02)00189-7 |
[22] | Ho K F, Lee S C, Guo H, et al. Seasonal and diurnal variations of volatile organic compounds (VOCs) in the atmosphere of Hong Kong[J]. Science of the Total Environment, 2004, 322(1-3): 155-166. DOI:10.1016/j.scitotenv.2003.10.004 |
[23] | Wang X M, Sheng G Y, Fu J M, et al. Urban roadside aromatic hydrocarbons in three cities of the Pearl River Delta, People's Republic of China[J]. Atmospheric Environment, 2002, 36(33): 5141-5148. DOI:10.1016/S1352-2310(02)00640-4 |
[24] |
陶双成, 邓顺熙, 李彦鹏. 光化学烟雾形成的化学动力学模拟研究[J]. 安全与环境学报, 2011, 11(4): 27-31. Tao S C, Deng S X, Li Y P. Research on chemical kinetics simulation of photochemical smog formation[J]. Journal of Safety and Environment, 2011, 11(4): 27-31. |
[25] |
杜川利, 唐晓, 李星敏, 等. 城市边界层高度变化特征与颗粒物浓度影响分析[J]. 高原气象, 2014, 33(5): 1383-1392. Du C L, Tang X, Li X M, et al. Calculations of planetary boundary layer height and its relationship with particle size concentration in Xi'an City[J]. Plateau Meteorology, 2014, 33(5): 1383-1392. DOI:10.7522/j.issn.1000-0534.2013.00077 |
[26] |
沈敏霞, 曹军骥, 张宁宁, 等. 西安市道路PM2.5、NO2、CO水平浓度分布特征[J]. 环境科学研究, 2017, 30(1): 130-136. Shen M X, Cao J J, Zhang N N, et al. Horizontal concentration distribution characteristics of PM2.5, NO2 and CO on Xi'an Roads[J]. Research of Environmental Sciences, 2017, 30(1): 130-136. |
[27] |
李令军, 王英. 基于卫星遥感与地面监测分析北京大气NO2污染特征[J]. 环境科学学报, 2011, 31(12): 2762-2768. Li L J, Wang Y. The characterization of NO2 pollution in Beijing based on satellite and conventional observation data[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2011, 31(12): 2762-2768. |
[28] | Boersma K F, Jacob D J, Trainic M, et al. Validation of urban NO2 concentrations and their diurnal and seasonal variations observed from the SCIAMACHY and OMI sensors using in situ surface measurements in Israeli cities[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2009, 9(12): 3867-3879. DOI:10.5194/acp-9-3867-2009 |
[29] | Kanaya Y, Cao R Q, Akimoto H, et al. Urban photochemistry in central Tokyo:1. Observed and modeled OH and HO2 radical concentrations during the winter and summer of 2004[J]. Journal of Geophysical Research:Atmospheres, 2007, 112(D21): D21312. DOI:10.1029/2007JD008670 |
[30] |
张文方, 郑艳红, 孙德智, 等. 北京夏季道路环境中NOx, NMHCs及气象因子对ρ(O3)的影响[J]. 环境科学研究, 2010, 23(5): 601-605. Zhang W F, Zheng Y H, Sun D Z, et al. Concentrations of NOx, NMHCs and meteorological factors on ozone concentration variation in the atmosphere around Beijing traffic roads in summer[J]. Research of Environmental Sciences, 2010, 23(5): 601-605. |
[31] |
齐冰, 牛彧文, 杜荣光, 等. 杭州市近地面大气臭氧浓度变化特征分析[J]. 中国环境科学, 2017, 37(2): 443-451. Qi B, Niu Y W, Du R G, et al. Characteristics of surface ozone concentration in urban site of Hangzhou[J]. China Environmental Science, 2017, 37(2): 443-451. |
[32] |
徐敬, 丁国安, 颜鹏, 等. 北京地区PM2.5的成分特征及来源分析[J]. 应用气象学报, 2007, 18(5): 645-654. Xu J, Ding G A, Yan P, et al. Componential characteristics and sources identification of PM2.5 in Beijing[J]. Journal of Applied Meteorological Science, 2007, 18(5): 645-654. DOI:10.11898/1001-7313.20070520 |
[33] |
赵松婷, 李新宇, 李延明, 等. 公园绿地及周边环境PM2.5浓度特征及影响因素[J]. 南京林业大学学报(自然科学版), 2017, 41(2): 187-192. Zhao S T, Li X Y, Li Y M, et al. Analysis of influence factors and characteristics of PM2.5 concentration in a public park and surroundings areas[J]. Journal of Nanjing Forestry University (Natural Sciences Edition), 2017, 41(2): 187-192. |
[34] |
梁丹, 王彬, 王云琦, 等. 北京市典型绿化灌木阻滞吸附PM2.5能力研究[J]. 环境科学, 2014, 35(9): 3605-3611. Liang D, Wang B, Wang Y Q, et al. Ability of typical greenery shrubs of Beijing to adsorb and arrest PM2.5[J]. Environmental Science, 2014, 35(9): 3605-3611. |
[35] | 2017年中国路跑产业发展现状及发展趋势分析[EB/OL]. http://www.chyxx.com/industry/201703/507936.html, 2017-08-16. |
[36] |
环境保护部. 中国人群暴露参数手册(成人卷)[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 2013. Ministry of Environmental Protection of the People's Republic of China. Exposure factors handbook of Chinese population (adults)[M]. Beijing: China Environmental Science Press, 2013. |
[37] |
陶双成, 邓顺熙, 刘宁, 等. 机动车排放对城市光化学烟雾形成的影响[J]. 世界科技研究与发展, 2015, 37(1): 21-25. Tao S C, Deng S X, Liu N, et al. Influence of vehicle exhaust on production of cities photochemical smog[J]. World Sci-Tech R&D, 2015, 37(1): 21-25. |
[38] | Chen K, Zhou L, Chen X D, et al. Acute effect of ozone exposure on daily mortality in seven cities of Jiangsu Province, China:No clear evidence for threshold[J]. Environmental Research, 2017, 155: 235-241. DOI:10.1016/j.envres.2017.02.009 |
[39] | Carro-Calvo L, Ordóñez C, García-Herrera R, et al. Spatial clustering and meteorological drivers of summer ozone in Europe[J]. Atmospheric Environment, 2017, 167: 496-510. DOI:10.1016/j.atmosenv.2017.08.050 |
[40] | Marshall J D, Riley W J, McKone T E, et al. Intake fraction of primary pollutants:motor vehicle emissions in the South Coast Air Basin[J]. Atmospheric Environment, 2003, 37(24): 3455-3468. DOI:10.1016/S1352-2310(03)00269-3 |
[41] | Hu K, Wang Y, Rahman A, et al. Personalising pollution exposure estimates using wearable activity sensors[A]. In: 2014 IEEE Ninth International Conference on Intelligent Sensors, Sensor Networks and Information Processing (ISSNIP)[C]. Singapore: IEEE, 2014. 1-6. |
[42] | Tan S H, Roth M, Velasco E. Particle exposure and inhaled dose during commuting in Singapore[J]. Atmospheric Environment, 2017, 170: 245-258. DOI:10.1016/j.atmosenv.2017.09.056 |
[43] |
孔茜, 吴烨, 杨柳, 等. 奥运期间北京典型交通环境气态污染物特征及人体吸入剂量[J]. 环境科学学报, 2010, 30(2): 281-286. Kong Q, Wu Y, Yang L, et al. Characteristics and intake dose of gaseous pollutants near a major Beijing road during the 29th Olympic Games[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2010, 30(2): 281-286. |