2021, Vol. 42
多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是环境中普遍存在的一类污染物, 主要来源于煤炭、石油和木材等有机物的热解和不完全燃烧[1~6], 因其具有致癌性、分布广泛和污染源多等特点, 已成为各国的研究热点[7, 8].PAHs广泛分布于大气中, 由于大气的远距离传输性, 大气中PAHs的环境行为和去除规律等也受到人们的普遍关注.干湿沉降是大气中污染物的去除途径之一, 也是土壤和水体等地表环境中污染物的重要来源, 所以深入研究干湿沉降中PAHs的污染特征及其对于大气中PAHs归趋的影响具有重要的科学意义和社会效益, 国内外学者对于干湿沉降中PAHs的污染特征和归趋等开展了大量的研究[9~12], 但是有关降雪后大气中PAHs的变化规律的研究较少.
我国东北地区气候寒冷, 供暖期间煤炭的燃烧加重了大气的污染, 从而也会导致大气中PAHs的浓度升高, 另外, 冬季降雪比较频繁, 所以有利于研究降雪后大气中PAHs的变化规律.本文以16种优先控制的PAHs为研究对象, 基于雪样和降雪后24 h内大气中气相和颗粒相样品的连续采集, 对样品中PAHs进行了定量分析, 对降雪后大气中PAHs浓度、组成和来源等进行了系统地研究, 阐明了降雪后24 h内大气中PAHs的变化规律, 本研究具有重要的科学意义和社会效益, 以期为大气中PAHs类污染物的控制和治理提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 大气样品的采集和处理大气样品使用大流量空气采样器(TE-1000型)采集, 采样流量为0.24 m3 ·min-1, 采样地点为哈尔滨市典型城区, 周围没有明显的污染源, 采样点高度为12 m, 采样时间为2019年3月13日降雪后的24 h内, 一共采集了8次大气样品, 每次采集时间为3 h(为了保障大气中PAHs的检出率, 采样过程中平行放置了3台采样器, 3台采样器的样品放在一起进行处理).采样过程中, 通过玻璃纤维滤膜(GFF)收集大气中的颗粒相, 然后通过聚氨酯泡沫(PUF)收集气相样品.采样前, GFF在450℃下焙烧4h以去除有机污染物, 放在避光干燥器内平衡24 h后称重密封备用; PUF使用二氯甲烷和正己烷分别索氏萃取24 h去除干扰, 真空干燥器内干燥后, 密封备用.采样后, GFF和PUF都置于冰箱(-20℃)内避光、密封保存至处理.
大气样品的处理采用索氏萃取法和硅胶层析柱净化法进行.具体操作为：将采样后的PUF和GFF加入4种PAHs的代标静置后, 分别用300 mL二氯甲烷和正己烷混合溶剂(1 ∶1, 体积比)和150 mL二氯甲烷进行萃取24 h, 用真空旋转蒸发仪将萃取液浓缩至2~3 mL, 进行硅胶层析柱净化, 净化后的萃取液经过旋转蒸发仪和氮吹仪进行浓缩后, 加入内标物质定容到1 mL, 放入冰箱中保存至分析.
1.2 降雪样品的采集和处理降雪样品通过专用的湿沉降采样器采集, 采样地点为哈尔滨市典型城区(与大气采样点相同), 采样时间为2019年3月13日降雪的全过程.采集后的降雪样品融化后, 置于冰箱中避光密闭保存至分析.预处理过程中, 首先将融化后的雪样进行过滤, 其中颗粒态的PAHs被吸附在滤膜上, 溶解态的PAHs留在雪水中.雪水中PAHs的预处理采取液液萃取法, 具体步骤为：往雪水中加入4种PAHs的代标, 加入100 mL二氯甲烷进行液液萃取, 振荡20 min后静置, 将下层二氯甲烷溶液收集到干净的平底烧瓶中, 重复以上萃取过程3次, 将萃取液进行混合, 后续的样品浓缩、净化和再浓缩方法与大气样品的处理方法相同.滤膜中PAHs的预处理过程与大气采样中滤膜的预处理过程相同.
1.3 PAHs的测定本研究中使用Agilent 6890N-5973型气质联用仪用于PAHs的测定.通过标样中的目标物的色谱峰保留时间对实际样品中的目标物进行定性, 通过内标曲线法进行定量分析, 标线中16种PAHs混合标样：Naphthalene(Nap, 萘)、Acenaphthylene(Acy, 苊烯)、Acenaphthene(Ace, 二氢苊)、Fluorene(Flu, 芴)、Phenanthrene(Phe, 菲)、Anthracene(Ant, 蒽), Fluoranthene(Fla, 荧蒽)、Pyrene(Pyr, 芘)、Benzo(a)anthracene(BaA, 苯并[a]蒽)、Chrysene(Chry, 䓛)、Benzo(b)fluoranthene(BbF, 苯并[b]荧蒽)、Benzo(k)fluoranthene(BkF, 苯并[k]荧蒽)、Benzo(a)pyrene(BaP, 苯并[a]芘)、Dibenzo(a, h)anthracene(DahA, 二苯并[a, h]蒽)、Indeno(1, 2, 3-cd)pyrene(InP, 茚苯[1, 2, 3-cd]芘)和Benzo(ghi)perylene(BghiP, 苯并[ghi]苝)的浓度梯度分别为10、50、100、250和500 ng ·mL-1.色谱柱为HP-5MS型柱(30 m×0.25 mm×0.25 μm), 色谱柱升温程序为：保持柱温90℃ 1 min, 然后以10℃ ·min-1的升温速度升温至180℃, 再以3℃ ·min-1的升温速度将温度升至280℃, 维持此温度20 min; 恒温无分流进样2.0 μL, 载气为高纯氦气; 质谱仪的离子源能量是70 eV的电子轰击源.
1.4 质量控制和质量保证实验过程中处理真实样品的过程中同时增加空白样品, 用于检测方法的空白污染.在实验过程中添加4种代标物质(Naphthalene-D8、Fluorene-D10、Pyrene-D10和Perylene-D12), 用于验证方法的回收率.本研究中的所有浓度均经过了扣除空白和代标回收率的校正.
2 结果与讨论 2.1 降雪中PAHs的浓度和组成特征降雪中PAHs的浓度如表 1所示, 从中可以看出, 16种PAHs在颗粒态中的检出率为100%, 在溶解态中, 除了DahA和BghiP的浓度低于检出限, 其他14种PAHs的检出率为100%, 说明降雪能够对大气中的PAHs进行去除.从表 1数据可以看出, 总体趋势表现为低环和高环PAHs的浓度较低, 而3环和4环PAHs的浓度较高.Nap和Phe在颗粒态中的浓度最高, 分别为470.5 ng ·L-1和374.5 ng ·L-1, Phe和Fla在溶解态中的浓度最高, 分别为163.8 ng ·L-1和125.1 ng ·L-1.16种PAHs在降雪中的总浓度(颗粒态+溶解态)为2 533 ng ·L-1, 该浓度远小于2014到2015年采集的哈尔滨雪样中的浓度(平均浓度为218.1 μg ·L-1, 中位数为10.7 μg ·L-1)[10], 说明随着大气污染防治行动计划的实施, 哈尔滨大气中PAHs的浓度也呈现下降的趋势.16种PAHs中, 总浓度最高的物质为Phe(538.3 ng ·L-1), 其次为Nap(509.1 ng ·L-1)和Fla(429.9 ng ·L-1), 这个研究结果与哈尔滨市大气中PAHs的污染特征相似, 哈尔滨大气中这3种主要PAHs也是浓度最高的, 占总浓度(∑16PAHs)的百分比分别为23%、20%和12%[13], 充分说明了降雪对于大气中PAHs的去除作用[14].大量文献也表明大气中PAHs的浓度变化规律和环境归趋, 除了受到污染源的影响外, 也会受到干湿沉降的影响, 所以有必要开展干湿沉降对于大气中PAHs去除规律的深入研究, 为大气中PAHs的控制和治理提供科学依据[15, 16].降雪中的PAHs会进入地表, 导致地表环境等受到污染, 所以降雪中PAHs的污染及其相关的生态风险和健康风险评价也是值得关注的科学问题.
|
表 1 降雪中PAHs的浓度/ng ·L-1 Table 1 Concentrations of PAHs in snow/ng·L-1 |
根据降雪中溶解态和颗粒态PAHs的浓度, 可以进行PAHs组成特征的研究, 结果如图 1所示.从中可以看出, 16种PAHs在降雪中溶解态和颗粒态的比例有较大差异.整体来看, 不论是高环的PAHs, 还是低环的PAHs, 在降雪中主要以颗粒态的形式存在, 例如, 浓度最高的3种物质Nap、Phe和Fla, 它们在颗粒态中的浓度占总浓度的比例分别为92%、69%和70%.该结果与大气中PAHs的组成有较大差异, 哈尔滨大气中低环的PAHs主要以气相的形式存在, 而高环的PAHs主要以颗粒相的形式存在[13].降雪和大气中PAHs组成特征的差异性, 说明了降雪对于大气颗粒相中的PAHs的去除效率要高于气相中的PAHs.
|
图 1 哈尔滨降雪中PAHs的组成分布 Fig. 1 Composition of PAHs in snow in Harbin |
降雪后24 h内大气中16种PAHs在颗粒相中的检出率都较高, 在气相中, 高环PAHs的检出率较低, 降雪后大气中的PAHs的浓度除了会受到新排放PAHs的影响, 同时还受到PAHs本身物理化学性质的影响, 比如高环PAHs具有较高的辛醇-气分配系数, 容易吸附在颗粒物上, 所以高环PAHs在颗粒相中的检出率要高于气相.整体来看, 降雪后24 h内大气中PAHs主要为低环PAHs, 一方面可能由于降雪对于大气中高环PAHs的去除效率高, 同时也可能因为新排放到大气中的PAHs也主要是低环PAHs为主.有研究表明[17~20], 低环的PAHs具有急性毒性, 因此降雪后大气中低环PAHs浓度的增加及其对人体健康造成的影响应当引起重视.
降雪后24 h内大气中16种PAHs总浓度(气相和颗粒相)随时间的变化趋势如图 2所示.从中可以看出, PAHs的总浓度随着时间的变化呈现明显的规律, 浓度陡升的时间段分别在17:56~20:55和05:45~08:50, 前者的浓度从45.91 ng ·m-3上升到了246.1 ng ·m-3, 后者的浓度从121.3 ng ·m-3上升到了301.0 ng ·m-3, 在两个时间段内, 大气中PAHs的总浓度上升了两倍以上, 说明这两个时间段内有PAHs的排放.由于这两个时间段为居民上班和下班的时间, 汽车尾气的排放量最大, 所以汽车尾气的排放应该是这两个时间段内大气中PAHs明显增加的主要原因[21].另外该采样点周围是典型的城区, 所以汽车尾气的排放较为普遍.整体来看, 24 h内的前半段大气中PAHs的浓度要远小于后半段大气中PAHs的浓度, 说明随着时间的变化, 人类活动会向大气中排放PAHs, 导致大气中PAHs的浓度逐渐增加.前半段时间内总浓度的最低值出现在11:57~14:49时间段, 大气中16种PAHs的总浓度为38.84 ng ·m-3, 后半段大气中PAHs的浓度最低值出现在凌晨时段, 即23:49~02:47时间段, 从浓度变化曲线可以看出, 该时间段的浓度也是后半段的极小值, 浓度为123.4 ng ·m-3, 这个时间段是居民活动最少的, 所以向大气中排放的PAHs的量最小.整体来看, 降雪后24 h内大气中PAHs的浓度呈现下降-上升-下降的周期性变化规律, 根据哈尔滨市大气中PAHs的来源解析结果[13], 可以推断降雪后24 h大气中PAHs的浓度的上升主要受人类活动的影响, 另外, 从浓度下降的趋势来看, 气象因素可能是大气中PAHs浓度阶段性降低的主要因素, 如空气的扩散稀释作用[22].
|
图 2 降雪后大气中PAHs总浓度变化趋势 Fig. 2 Temporal trend of the total PAHs concentrations in atmosphere after snowfall |
降雪后24 h内大气中PAHs的浓度具有明显的变化规律, PAHs的组成也有可能具有一定的变化规律.为了研究降雪后大气中PAHs组成的变化规律, 本文选择了3个典型时间段：降雪后的第1个阶段(08:34~11:45), 下班高峰阶段(17:56~20:55)和凌晨阶段(23:49~02:47), 进行PAHs组成的变化规律的研究.3个时间段内大气中PAHs的组成特征分别如图 3~5所示.从中可以看出, 在3个不同时间段内, PAHs在两相间的比例呈现相似性, 低环PAHs主要分布在气相中, 高环PAHs主要分布在颗粒相中, 随着环数的增加, 其在颗粒相中的比例逐渐增加.例如, Nap在气相中的比例最高, 接近99%, 5环和6环的DahA、InP和BghiP在颗粒相中的比例最高, 比例为100%, 这种组成特征和分布规律主要受PAHs的物理化学性质决定.有研究表明, 环境中PAHs的存在形态及分布受其物理、化学性质和周围环境的影响, 大气中的PAHs以气相和颗粒相两种形式存在, 低环PAHs主要以气相形式存在, 高环PAHs绝大部分以颗粒相形式存在[22, 23].尽管这3个时间段内PAHs的组成具有相似性, 但是也有细微的差别, 比如, 4环和5环PAHs在气相和颗粒相中的比例差异性较大, 说明在降雪后的24 h内, 大气中PAHs不仅浓度会发生变化, 部分PAHs在气相和颗粒相中的分布比例也会发生变化.
|
图 3 08:34~11:45时间段大气中PAHs的组成分布 Fig. 3 Composition of PAHs in air during the period of 08:34-11:45 |
|
图 4 17:56~20:55时间段大气中PAHs的组成分布 Fig. 4 Composition of PAHs in air during the period of 17:56-20:55 |
|
图 5 23:49~02:47时间段大气中PAHs的组成分布 Fig. 5 Composition of PAHs in air diring the period of 23:49-02:47 |
前面的研究发现, 降雪后24 h内大气中PAHs的浓度呈现明显的变化规律, 人类活动和气象因素可能是导致大气中PAHs浓度变化的主要原因.本节将对降雪后24 h内大气中PAHs的来源进行定性识别, 试图进一步说明人类活动和气象因素对于大气中PAHs的影响.特征分子比值法是大气中PAHs来源解析的重要方法, 在大气中PAHs的定性识别中得到了广泛的应用[24~26].本文选取Fla/(Fla+Pyr)和InP/(InP+BghiP)两组分子比值用于大气中PAHs的来源识别, 结果如图 6所示.
|
两个正三角形的数据点表示下班和上班阶段(17:56~20:55和05:45~08:50), 倒三角形的数据点表示凌晨阶段(23:49~02:47), 虚线圆中的数据点表示降雪后的前半段(大气中PAHs的浓度较低), 实线圆中的数据点表示降雪后的后半段(大气中PAHs的浓度较高) 图 6 Fla/(Fla+Pyr)和InP/(InP+BghiP)分子比值 Fig. 6 Ratios of Fla/(Fla+Pyr) and InP/(InP+BghiP) |
有研究表明, 当Fla/(Fla+Pyr)的比值大于0.5时, 表示PAHs主要来源于生物质和煤等固体燃料的燃烧源, 当InP/(InP+BghiP)的比值在0.2和0.5之间时, 表示PAHs主要来源于液体化石燃烧的燃烧源(如汽车尾气), 当InP/(InP+BghiP)的比值大于0.5时, 表示PAHs主要来源于生物质和煤等固体燃料的燃烧源[27, 28].从图 6中可以得出, 降雪后的连续8个时间段内大气中Fla/(Fla+Pyr)的比值都大于0.5, 8个数值没有显著差异, 说明生物质和煤等固体燃料的燃烧源是大气中PAHs的主要来源.而InP/(InP+BghiP)的比值在8个数据之间具有明显的差异, 可以看出, 降雪后的前半段和后半段的比值分布在不同区间, 前半段的比值集中在0.5以上, 说明生物质和煤等固体燃料的燃烧源是大气中PAHs的主要来源, 而后半段的比值则都小于0.5, 说明液体化石燃烧的燃烧源是大气中PAHs的主要来源, 这也与实际情况相符.该采样点是哈尔滨的典型城区, 采样时间为冬季供暖期, 所以汽车尾气的排放和燃煤锅炉的烟气排放都较为普遍.另外, 从图 2可以看出, 在后半段大气中PAHs的浓度具有明显的变化, 但是InP/(InP+BghiP)的比值却没有显著差异, 见图 6中的实线圆, 说明浓度的变化并没有影响来源的解析结果.综上所述, 降雪后的24 h内, 大气中PAHs的来源也发生了相应的变化.
3 结论(1) 降雪中16种PAHs的检出率为100%, 说明降雪中PAHs的污染较为普遍.降雪中颗粒态和溶解态的组成特征与大气中气相和颗粒相的组成特征具有明显的差异性, 说明降雪对于颗粒相PAHs的去除效率高于气相PAHs.
(2) 降雪后24 h内, 大气中PAHs的浓度呈现下降-上升-下降的周期性变化规律, 人类活动的排放(如汽车尾气)是浓度上升的主要原因, 气象因素(如空气的扩散稀释作用)是浓度下降的主要原因.
(3) 降雪后24 h内, 大气中16种PAHs的在气相和颗粒相中的组成特征变化较小, 其组成特征主要受PAHs的物理化学性质决定.
(4) 固体燃料燃烧源和液体燃料燃烧源是降雪后24 h内大气中PAHs的主要来源, PAHs的来源的贡献率也会随着时间发生变化.
| [1] |
李琦路, 吴锦涛, 张颖, 等. 新乡市机动车排放对道路灰尘中重金属与多环芳烃污染的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(12): 5258-5264. Li Q L, Wu J T, Zhang Y, et al. Effects of vehicle emissions on heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons pollution in road dust in Xinxiang[J]. Environmental Science, 2019, 40(12): 5258-5264. |
| [2] |
刘晓迪, 侯战方, 孟静静, 等. 聊城市冬季PM2.5中多环芳烃来源解析及健康风险评估[J]. 环境科学, 2019, 40(9): 3875-3885. Liu X D, Hou Z F, Meng J J, et al. Source analysis and health risk assessment of PAHs in PM2.5 during winter in Liaocheng City[J]. Environmental Science, 2019, 40(9): 3875-3885. |
| [3] | Zhang J, Li R F, Zhang X Y, et al. Vehicular contribution of PAHs in size dependent road dust: a source apportionment by PCA-MLR, PMF, and Unmix receptor models[J]. Science of the Total Environment, 2019, 649: 1314-1322. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.08.410 |
| [4] | Wei C, Bandowe B A M, Han Y M, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and their derivatives (alkyl-PAHs, oxygenated-PAHs, nitrated-PAHs and azaarenes) in urban road dusts from Xi'an, Central China[J]. Chemosphere, 2015, 134: 512-520. DOI:10.1016/j.chemosphere.2014.11.052 |
| [5] | Qu Y J, Gong Y M, Ma J, et al. Potential sources, influencing factors, and health risks of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the surface soil of urban parks in Beijing, China[J]. Environmental Pollution, 2020, 260. DOI:10.1016/j.envpol.2020.114016 |
| [6] | Jia J P, Bi C J, Zhang J F, et al. Characterization of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in vegetables near industrial areas of Shanghai, China: sources, exposure, and cancer risk[J]. Environmental Pollution, 2018, 241: 750-758. DOI:10.1016/j.envpol.2018.06.002 |
| [7] | Ma W L, Zhu F J, Liu L Y, et al. PAHs in Chinese atmosphere Part Ⅱ: health risk assessment[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020, 200. DOI:10.1016/j.ecoenv.2020.110774 |
| [8] | Idowu O, Semple K T, Ramadass K, et al. Beyond the obvious: environmental health implications of polar polycyclic aromatic hydrocarbons[J]. Environment International, 2019, 123: 543-557. DOI:10.1016/j.envint.2018.12.051 |
| [9] |
孔祥胜, 祁士华, 黄保健, 等. 广西乐业大石围天坑群多环芳烃的干湿沉降[J]. 环境科学, 2012, 33(3): 746-753. Kong X S, Qi S H, Huang B J, et al. Atmospheric deposition of PAHs in Dashiwei Karst Tiankeng Group in Leye, Guangxi[J]. Environmental Science, 2012, 33(3): 746-753. |
| [10] | Cui S, Song Z H, Zhang L M., et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in fresh snow in the city of Harbin in northeast China[J]. Atmospheric Environment, 2019, 215. DOI:10.1016/j.atmosenv.2019.116915 |
| [11] | Garban B, Blanchoud H, Motelay-Massei A, et al. Atmospheric bulk deposition of PAHs onto France: trends from urban to remote sites[J]. Atmospheric Environment, 2002, 36(34): 5395-5403. DOI:10.1016/S1352-2310(02)00414-4 |
| [12] | Park J S, Wade T L, Sweet S T. Atmospheric deposition of PAHs, PCBs, and organochlorine pesticides to Corpus Christi Bay, Texas[J]. Atmospheric Environment, 2002, 36(10): 1707-1720. DOI:10.1016/S1352-2310(01)00586-6 |
| [13] | Ma W L, Li Y F, Qi H, et al. Seasonal variations of sources of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) to a northeastern urban city, China[J]. Chemosphere, 2010, 79(4): 441-447. DOI:10.1016/j.chemosphere.2010.01.048 |
| [14] | Lei Y D, Wania F. Is rain or snow a more efficient scavenger of organic chemicals?[J]. Atmospheric Environment, 2004, 38(22): 3557-3571. DOI:10.1016/j.atmosenv.2004.03.039 |
| [15] | Meyer T, Wania F. Organic contaminant amplification during snowmelt[J]. Water Research, 2008, 42(8-9): 1847-1865. DOI:10.1016/j.watres.2007.12.016 |
| [16] | Yang M M, Wang Y, Li H L, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) associated with PM2.5 within boundary layer: cloud/fog and regional transport[J]. Science of the Total Environment, 2018, 627: 613-621. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.01.014 |
| [17] | Chen S C, Liao C M. Health risk assessment on human exposed to environmental polycyclic aromatic hydrocarbons pollution sources[J]. Science of the Total Environment, 2006, 366(1): 112-123. DOI:10.1016/j.scitotenv.2005.08.047 |
| [18] | Wang S B, Ji Y Q, Zhao J B, et al. Source apportionment and toxicity assessment of PM2.5-bound PAHs in a typical iron-steel industry city in northeast China by PMF-ILCR[J]. Science of the Total Environment, 2020, 713. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.136428 |
| [19] | Cao Z G, Wang M M, Shi S Y, et al. Size-distribution-based assessment of human inhalation and dermal exposure to airborne parent, oxygenated and chlorinated PAHs during a regional heavy haze episode[J]. Environmental Pollution, 2020, 263. DOI:10.1016/j.envpol.2020.114661 |
| [20] |
王娟, 郭观林, 秦宁, 等. 某工业城市大气颗粒物中PAHs的粒径分布及人体呼吸系统暴露评估[J]. 环境科学, 2019, 40(10): 4345-4354. Wang J, Guo G L, Qin N, et al. Size distribution characteristics and inhalation exposure of particle-bound PAHs in an industrial city[J]. Environmental Science, 2019, 40(10): 4345-4354. |
| [21] | Lin Y C, Li Y C, Amesho K T T, et al. Characterization and quantification of PM2.5 emissions and PAHs concentration in PM2.5 from the exhausts of diesel vehicles with various accumulated mileages[J]. Science of The Total Environment, 2019, 660: 188-198. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.01.007 |
| [22] | Melymuk L, Robson M, Helm P A, et al. PCBs, PBDEs, and PAHs in Toronto air: spatial and seasonal trends and implications for contaminant transport[J]. Science of the Total Environment, 2012, 429: 272-280. DOI:10.1016/j.scitotenv.2012.04.022 |
| [23] | Kalisa E, Nagato E, Bizuru E, et al. Pollution characteristics and risk assessment of ambient PM2.5-bound PAHs and NPAHs in typical Japanese and New Zealand cities and rural sites[J]. Atmospheric Pollution Research, 2019, 10(5): 1396-1403. DOI:10.1016/j.apr.2019.03.009 |
| [24] | Tobiszewski M, Namieśnik J. PAH diagnostic ratios for the identification of pollution emission sources[J]. Environmental Pollution, 2012, 162: 110-119. DOI:10.1016/j.envpol.2011.10.025 |
| [25] |
顾爱军, 刘佳澍, 罗世鹏, 等. 常州市大气PM2.5中PAHs污染特征及来源解析[J]. 环境科学, 2017, 38(8): 3110-3119. Gu A J, Liu J S, Luo S P, et al. Pollution characteristics and source identification of PAHs in atmospheric PM2.5 in Changzhou city[J]. Environmental Science, 2017, 38(8): 3110-3119. |
| [26] |
张艺璇, 曹芳, 郑涵, 等. 2017年秋季长春市PM2.5中多环芳烃的污染来源及健康风险评价[J]. 环境科学, 2020, 41(2): 564-573. Zhang Y X, Cao F, Zheng H, et al. Source apportionment and health risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in PM2.5 in Changchun city, autumn of 2017[J]. Environmental Science, 2020, 41(2): 564-573. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2020.02.012 |
| [27] | Yunker M B, Macdonald R W, Vingarzan R, et al. PAHs in the Fraser River basin: a critical appraisal of PAH ratios as indicators of PAH source and composition[J]. Organic Geochemistry, 2002, 33(4): 489-515. DOI:10.1016/S0146-6380(02)00002-5 |
| [28] | Liang X X, Junaid M, Wang Z F, et al. Spatiotemporal distribution, source apportionment and ecological risk assessment of PBDEs and PAHs in the Guanlan River from rapidly urbanizing areas of Shenzhen, China[J]. Environmental Pollution, 2019, 250. DOI:10.1016/j.envpol.2019.04.107 |