2022, Vol. 43
2. 上海市环境工程设计科学研究院有限公司, 上海 200085
2. Shanghai Institute for Design and Research on Environmental Engineering, Shanghai 200085, China
空气污染是影响人类健康的重要原因[1].生物气溶胶通常是指空气动力学直径小于100 μm且含有微生物或来源于生物性物质的空气悬浮物, 包括细菌、真菌、病毒颗粒和花粉等多种微生物颗粒[2].自然活动和人类活动, 如土壤、海洋、植被、动物粪便、人类皮肤、废水处理厂和堆肥设施等都是生物气溶胶的重要来源[3].近年来, 由于气溶胶传播致病微生物而引发的传染病已成为全球关注的重要问题, 当传染性病原微生物的粒径足够小时, 可在空气中停留较长时间并且进行远距离传播, 通过皮肤损伤、呼吸道和消化道等途径引发人类呼吸道感染、心血管疾病等, 对人类健康造成巨大威胁和重大的公共卫生风险[4~6], 如严重急性呼吸综合征(SARS)、甲型H1N1流感和目前正在全球范围内流行的新型冠状病毒(SARS-CoV-2)[7].因此, 了解生活环境中的微生物组成情况, 评估环境质量和生物气溶胶健康效应具有重要意义.
生活垃圾是指日常生活所产生的固体废弃物和法律法规所规定的视为生活垃圾的固体废物[8], 城市生活垃圾的管理问题日趋严重. 2019年7月1日, 上海市正式实行新版“上海城市生活垃圾管理条例”, 将垃圾按照可回收垃圾、有害垃圾、干垃圾和湿垃圾进行分类处理.作为全国首个开展城市生活垃圾分类的城市, 上海市目前采用卫生填埋、生化处理和临时堆放等方式进行处置, 生活垃圾无害化处理已达100%[8].根据上海市绿化市容局的统计结果得知, 2020年5月上海湿垃圾分出量为9 796 t·d-1, 干垃圾处置量为15 351 t·d-1, 可回收物回收量为6 266 t·d-1, 全年上海市新增湿垃圾集中处置能力1 450 t·d-1、就地处理能力500 t·d-1, 总能力达到7 000 t·d-1.由于大部分居民区垃圾房属于生活垃圾临时堆放点, 垃圾废物的收集、运输、卸货、分类和最终处置基本由工人体力劳动完成, 机械化程度低[9].生活垃圾中含有大量的病原微生物, 附着在垃圾表面的微生物会逸散到周围环境中产生不良影响[10].垃圾的不同处理过程中, 微生物气溶胶污染程度也会有所不同, 有研究发现城市固体废弃物综合处理厂的不同功能区微生物气溶胶浓度分布存在差异, 生活垃圾集料间浓度明显高于分离区、预处理区, 这种现象很大程度上和空间相对狭小、空气流动性差等条件有关[11], 对法国一家垃圾分捡厂不同功能区产生的生物气溶胶的研究发现, 不同功能区的真菌和细菌菌属分布存在明显差异[12].
目前研究微生物气溶胶的方法包括培养法、基因扩增(包括高通量测序法)、光学检测技术[13]、基因芯片技术[14]、染色荧光显微镜法[15]和表面增强拉曼光谱(SERS)[16]等.传统的培养法通过分离纯化可以得到具有关键功能的微生物[17], 是一种简单且经济成本低的检测方法, 通过单菌落计数来检测空气中可培养微生物的浓度[18].培养法同时也是病原菌临床诊断的标准方法之一, 环境气溶胶中含有大量病原菌, 可引起呼吸道感染和心血管疾病等[19, 20], 如流感嗜血菌、肺炎链球菌、金黄色葡萄球菌和肺炎支原体等多种菌群, 可通过巧克力平板和血琼脂平板等培养分离得到[21, 22].因此, 微生物培养技术是探究气溶胶细菌污染与人体健康必不可少的研究方法[23], 也是充分认识气溶胶复杂微生物体系关键技术支撑[24].但培养法也存在一定的弊端, 由于采样过程中很难保存生物活性, 在实际情况中只有不到1%的细菌可以在实验室中培养[25], 很容易低估生物气溶胶的浓度及其对健康的影响, 但有研究表明空气中微生物数量与沉降的尘埃中观察到的微生物数量有很强的相关性(R2: 0.70~0.94)[26].免于培养的高通量测序技术可以更加完整地分析空气中微生物的多样性[27], 优点是可以在短时间内测数百万个DNA序列[28], 并且能够在不同环境中获得了更加完整的DNA[29], 但该技术无法认识和获取其中可培养的微生物资源[30], 因此被广泛用来研究空气中非可培养微生物的群落结构[17, 31, 32].
国内外已有大量研究分析垃圾填埋场和固废处理厂微生物气溶胶污染现状[3, 12, 33~36], 但缺乏对城市生活垃圾房的研究, 因此本文以上海市某别墅区生活垃圾房、某校园垃圾房和周边某居民区垃圾房为研究对象, 利用安德森六级空气微生物采样器, 检测垃圾房内和其周边环境空气中可培养细菌的污染状况, 利用16S rDNA测序分析可培养细菌的种群分布特征, 同时探讨温度、湿度、PM2.5和PM10等环境因素对生物气溶胶浓度及菌属分布的影响, 评估垃圾房释放生物气溶胶的健康危害, 以期为了解城市生活垃圾房生物气溶胶的污染特征、影响因素及健康风险提供一定的科学依据和数据支撑.
1 材料与方法 1.1 采样点设置和样品采集目前上海市的垃圾房分布非常广泛, 包括别墅区、办公大楼、老旧小区、菜市场和农村等.本文选择了3种不同类型的垃圾房作为研究对象, 分别是某别墅区垃圾房、某校园垃圾房和周边某普通住宅区垃圾房, 分析不同生活环境和生活方式的垃圾房及周边空气中可培养细菌的分布特征.别墅区地处远郊区, 占地面积400 000 m2, 建筑面积只有36 000 m2, 共36幢别墅, 住户分布非常分散, 生活垃圾是通过工作人员统一在每户门前收集运至垃圾房进行分类, 垃圾房内存在一台湿垃圾就地处理生化机; 普通住宅区占地面积176 000 m2, 建筑面积有280 000 m2, 约2 800户, 分布较为紧密, 住户需自行将生活垃圾分类好带至垃圾房, 该垃圾房靠近马路, 人流量及车辆来往较多; 校园占地面积约为1.07 km2(约1 600亩), 垃圾房主要承担校区食堂、教学楼等生活垃圾的临时堆放, 不包括生活区, 由工作人员统一收集送至垃圾房.采样点设置如图 1所示, 在某校园垃圾房(J)、周边某居民区垃圾房(X)和两个采样点间的某办公楼顶(O)进行采样, 该办公建筑楼顶距地面高21 m, 采样高度为楼顶上1.5 m, 用于采集实际大气环境样品, 受人为影响因素较小[4].校园垃圾房(J)距离楼顶采样点直线距离812 m, 周边某居民区垃圾房(X)是普通住宅区, 距楼顶采样点直线距离387 m, 3个采样点于2021年1~4月每隔两周采样1次, 共采样8次. 2021年5月在上海某别墅小区垃圾房内(S)和下风向处(W)设置采样点, 两个采样点直线距离20 m, 每周采样1次, 共4次采样.
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图 1 不同采样点示意 Fig. 1 Map of the different sampling sites |
采样设备选择安德森六级空气微生物采样器(ZR-2000, 青岛众瑞, 中国)收集环境空气中可培养细菌.安德森六级空气微生物采样器根据不同粒径大小分为六级, 该采样器每级孔的直径逐渐降低, 模拟人体呼吸道分为六级, 每一级截获粒径、孔径和到达人体的呼吸器官分布如表 1所示[37].在采样器每一级放置1个直径90 mm的血琼脂培养皿(BA).BA配方如下：琼脂15~20 g·L-1, 氯化钠5 g·L-1, 蛋白胨10 g·L-1, 牛肉膏3 g·L-1, 溶解于去离子水中, 调节pH至7.4~7.6, 在121℃, 103.4 kPa高压蒸汽灭菌锅中灭菌20 min.温度冷却至50~60℃时加入无菌脱纤维羊血50~100 mL·L-1, 缓慢摇晃均匀后在超净台中倒入90 mm培养皿中, 待培养基冷凝后使用封口膜封存备用.采样时将安德森六级采样头安装在三脚架上, 距离地面约1.5 m处, 相当于人类呼吸高度范围.每次取样时间为09:00~12:00, 采样流量设置为28.3 L·min-1, 采样时间为20 min, 采样结束后, 依次取出培养皿, 标记密封后放入样品箱中带回实验室培养.每换一次培养基前, 使用75% 的酒精对采样仪器进行消毒.使用便携式检测仪测定采样时的温度(temperature, T)、相对湿度(relative humidity, RH)、PM2.5和PM10浓度.
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表 1 ZR-2000安德森六级空气微生物采样器孔径分布 Table 1 Pore size distribution of ZR-2000 Anderson six air microbial sampler |
1.2 空气微生物培养及相关计算 1.2.1 空气中可培养菌落总浓度计算
将培养皿带回实验室倒置于37℃恒温培养箱中培养36~48 h后, 对每一级上捕获的菌落数(CFU)进行统计.采用Positive hole method方法对菌落数进行相应校正[33], 根据公式(1)计算出可培养空气微生物的浓度(CFU·m-3)[38]：
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(1) |
式中, C为环境气溶胶中可培养总菌落浓度(CFU·m-3); Nn为第n级上统计的可培养菌落数(CFU); Q为采样流量(L·min-1); t为采样时间(min).
1.2.2 各级可培养菌落数占比计算根据公式(2)计算每一级培养皿不同粒径可培养菌落数占比情况：
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(2) |
式中, P为某一级可培养菌落数占比(%); n为第n级上可培养菌落数(CFU); S为各级可培养菌落数之和(CFU).
1.3 微生物测序及数据分析收集培养皿上可培养的总菌落, 使用QIAGEN提取试剂盒提取DNA, 并使用Thermo Qubit检测DNA浓度和OD260/280.扩增区域选择16S rDNA V3-V4区, PCR反应引物(5′-3′)：CCTACGGGN GGCWGCAG (F) 和GGACTACNVGGGTATCTAAT (R).使用Illumina MiSeq PE300进行高通量测序获得原始序列raw reads, 通过QIIME-1.9.1将原始序列去杂后得到clean tags进行后续分析.以97%的相似度作为可操作单元(operational taxonomic units, OTUs)进行OTUs划分. t检验当P < 0.05时, 表示在95%置信区间内有统计意义, 采用Excel、Origin 2021和GraphPad Prism 8等软件统计画图.
1.4 人群暴露气溶胶微生物健康风险评价本研究分别对垃圾房气溶胶可培养细菌和典型致病菌属(葡萄球菌属)的健康风险进行评价.气溶胶中的微生物, 只有少数菌种具有致病风险, 因此可认为微生物整体为非致癌物, 针对所有可培养细菌, 利用非致癌物健康风险评价方法进行评价[31].基于美国环境保护署建议的平均日剂量率(ADD)对人体暴露风险进行评估, 根据文献[39]获取成年人的暴露参数, 使用公式(3)评估成人吸入的平均日剂量率ADD, 利用公式(4)计算健康危险系数HQ：
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(3) |
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(4) |
式中, ADD为呼吸系统平均暴露值[CFU·(kg·d)-1]; C为环境气溶胶中可培养的总菌落浓度(CFU·m-3); IR为呼吸速率(m3·d-1); EF为暴露频率(d·a-1); ED为暴露年限(a); BW为人体体重(kg); AT为平均暴露时间(d); HQ为人体暴露健康风险系数; RFD为暴露健康风险参考剂量, 代表最大每日可接受剂量, 通常采用500 CFU·m-3; 风险评估标准为: 当HQ＜1, 风险较小, 可以忽略; 当HQ＞1时, 风险较高.所有的参数取值见表 2[31].
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表 2 用于风险评估的速率剂量参数 Table 2 Parameters used in the rate dose for the risk assessment |
以致病微生物菌属葡萄球菌属为特定危害物质, 利用微生物定量风险评方法, 评价生活垃圾房生物气溶胶的健康风险[40].微生物定量风险评估通过4个步骤完成：危害物质识别、暴露评估、剂量-响应模型和定量风险表征[41], 根据上述步骤计算得到暴露人群的年感染风险(Py)和疾病负担(disease burden, DB).针对不同类别人群(垃圾房工作人员和周边居民)的暴露情况如表 3所示, 基于垃圾房气溶胶可培养细菌浓度和测序后菌属在群落中的比例, 利用公式(5)计算气溶胶中葡萄球菌属(Staphylococcus)的浓度：
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(5) |
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表 3 工人及周边居民的暴露情景 Table 3 Exposure scenarios of workers and nearby residents |
式中, M为环境气溶胶中可培养的特定危害物种浓度(CFU·m-3); C为环境气溶胶中可培养的总菌落浓度(CFU·m-3); F为测序数据中菌属在总可培养菌落属的占比(%).
使用公式(6)计算定量风险评价的暴露剂量[42]：
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(6) |
式中, d为日暴露剂量(CFU); M为环境气溶胶中可培养的特定危害物种浓度(CFU·m-3); BR表示呼吸速率(m3·h-1), 成年男性和成年女性分别取值18.65 m3·h-1和14.80 m3·h-1; t为日暴露时间(h); AG为摄入率(%), 工人摄入率取10%, 周边居民摄入率取1%[40].
使用公式(7)计算日感染风险(Pi), 公式(8)计算年感染风险(Py)
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(7) |
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(8) |
式中, Pi为日感染风险(d); γ为指数模型参数, γ=8.05×10-8 [43]; d为日暴露剂量(CFU); Py为暴露时间1 a后被感染的风险(a), 即年感染风险; n为暴露发生的事件数, 取n=251 d.
使用公式(9)进行风险表征：
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(9) |
式中, DB为疾病负担, 用伤残调整寿命年(DALY)指标来表示; HB为健康负担, 取HB=2.6×10-3.
2 结果与讨论 2.1 可培养细菌浓度分布特征5个采样点气溶胶中可培养细菌浓度如图 2所示, 某别墅小区垃圾房内(S)和其下风向(W)采样点空气中可培养细菌浓度范围分别在1 121~1 374 CFU·m-3和144~482 CFU·m-3, 垃圾房内的细菌浓度明显高于20 m外的下风向[图 2(a)].有研究表明某大学校园的室内微生物浓度平均值为111 CFU·m-3 [44], 本研究发现校园垃圾房微生物的浓度范围为56~428 CFU·m-3.办公楼顶(O)的浓度为81~174 CFU·m-3, 居民区垃圾房采样点(X)的浓度为51~422 CFU·m-3, 两个垃圾房的生物气溶胶浓度较为接近, 均明显高于某办公楼顶(O).结果表明生活垃圾处理过程中, 附着在垃圾上的微生物会进入到周围空气中形成生物气溶胶[38].先前研究的对象主要是垃圾填埋场或固废处理厂, 例如卫生填埋场作业区的空气可培养细菌浓度最高可以达到8 051 CFU·m-3 [33], 西安某生活垃圾填埋场堆放区浓度平均值为4 103 CFU·m-3 [34], 主要分析对工人的健康危害.本研究聚焦于与居民生活息息相关的生活垃圾房, 结果显示城市生活垃圾房环境空气中可培养细菌浓度远低于垃圾填埋场, 但更能反映城市居民日常生活中可能受到微生物气溶胶的影响.我国室内空气质量标准(GB/T 18883-2002)菌落总数限定值为2 500 CFU·m-3, 别墅区垃圾房的可培养细菌浓度虽未达到我国限值, 但浓度超过了美国职业安全与健康管理局(OSHA)规定的1 000 CFU·m-3 [45], 显著高于普通住宅区垃圾房内.目前上海市郊区村镇在生活垃圾处理时会单独建设湿垃圾生物处理厂[46], 将湿垃圾单独处理, 普通居民垃圾房内基本不会配备生化处理设施, 本研究中别墅区垃圾房内存在一台湿垃圾就地处理生化机, 单独处理湿垃圾的过程中会导致垃圾房内生物气溶胶浓度较高, 可能会造成空气健康危害.
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****表示P < 0.000 1 图 2 不同采样点气溶胶中可培养细菌浓度 Fig. 2 Concentration of culturable bacteria in aerosol at different sampling sites |
可吸入颗粒物的粒径范围很宽, 从10-3~102 μm, 真菌孢子的典型粒径在1~30 μm, 细菌的典型粒径在0.25~8 μm, 而病毒的粒径则小于0.3 μm[16].不同粒径的微生物粒子对人体健康的影响程度不同, 6~10 μm的微生物粒子可以沉着在小支气管内, 可吸入颗粒指的是空气动力学直径小于4.7 μm的粒子, 即所谓的可呼吸部分, 能够穿透肺泡导致过敏性肺泡炎和其他严重的疾病[47], 对应本研究中使用的安德森六级空气微生物采样器的3~6级.
5个采样点空气可培养细菌粒径分布如图 3所示, 不同地点间存在着明显差异.从某别墅区垃圾房内(S)收集到的细菌, 粒径分布主要在第3至第5级(1.1~4.7 μm), 这3级的占比分别为20.25%、27.46%和25.18%, 其下风向采样点(W)的细菌粒径主要分布在第1级(>7 μm)和第5级(1.1~2.1 μm), 占比分别为34.91%和22.28%.孙强等[48]对兰州某小区垃圾房内微生物气溶胶粒径分布的研究发现, 细菌粒径主要集中在2.1~4.7 μm, 与本文别墅区垃圾房内细菌粒径分布研究结果相近.对某校园垃圾房和办公楼顶采集到的细菌粒径分布进行分析, 结果表明校园垃圾房采样点(J)的可培养细菌主要分布在第1级(>7 μm)和第3级(3.3~4.7 μm), 分别占比37.30%和15.42%; 在办公楼顶采样点(O)采集到可培养细菌粒径主要分布于第1级(>7 μm)和第4级(2.1~3.3 μm), 占比分别为28.54%和18.59%; 居民垃圾房采样点(X)与楼顶(O)分布规律类似, 粒径在第1级(>7 μm)占比最高, 为30.61%, 其次为第4级(2.1~3.3 μm), 占比18.84%.许鹏程等[49]发现某大学校园内细菌气溶胶粒径主要分布在第1级(>7 μm), 其次为第4级(2.1~3.3 μm), 与本研究校园内垃圾房细菌粒径分布较为相似.由此可见, 存在生化处理设施的别墅区垃圾房内的可培养细菌粒径较小, 更容易到达人体下呼吸道, 对人体造成一定的健康危害, 垃圾房内的员工暴露风险需多加关注.
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图 3 气溶胶可培养细菌粒径分布情况 Fig. 3 Particle size distribution of culturable bacteria in aerosol |
通过16S rDNA高通量测序分析得到共32个样本对应的有效序列, 在97% 的相似标准下进行聚类分析, 分别得到这32个样本的OTUs数量. 5个采样点(S、W、J、O和X)采集到的可培养细菌OTUs数量分别为437、458、688、471和608个, 5个采样点采集到的细菌共有201个OTUs.某别墅区垃圾房采样点(S)和下风向区(W)共有340个OTUs, 下风向区(W)OTUs数量略高于垃圾房内.某校园垃圾房(J)OTUs数量最高, 办公楼顶(O)采集到的室外大气细菌OTUs数量低于J和X两个垃圾房.
2.3.2 气溶胶中可培养细菌群落结构多样性分析利用QIIME-1.9.1软件计算得到不同地点样品的α多样性指数值, α多样性指数可以反映单个样品中微生物群落的多样性, Observed species和Chao1指数表示群落中含有的OTU数量和丰富度(图 4), 用Simpson指数和Shannon指数来衡量微生物群落的多样性, 指数越大, 反映群落的多样性越高[50]. 如图 4(a)和4(b)所示, 某别墅区垃圾房内和下风向两个采样点的Observed species和Chao1指数相似, 但下风向的Simpson指数和Shannon指数高于垃圾房内, 指数范围在0.84~0.96和4.4~5.5, 表示可培养菌落种类较多, 多样性较高[图 4(c)和4(d)].由此可以看出某别墅区垃圾房内和下风向的可培养菌群OTUs数目相似, 但是菌落的多样性存在一定的差异.某校园、办公楼和某居民区垃圾房这3个采样点的细菌群落多样性分析可以看出, 总体上两个垃圾房采样点(J和X)的Observed species和Chao1指数高于办公楼顶大气的细菌群落, 表明垃圾房菌落OTUs数量较高于环境大气, 但楼顶采集到的可培养细菌群落的Simpson指数和Shannon指数高于两个垃圾房.综合分析两个不同区的垃圾房及下风向的群落, 可以发现垃圾房内的可培养细菌浓度和OTUs数目都高于室外, 但室外环境中的细菌群落多样性较高.某别墅区垃圾房下风向采样点(W)的细菌丰度与多样性都高于其他两个垃圾房采样点(J和X), 分析其原因是离垃圾房距离较近, 受到了一定的影响. β多样性分析用来比较多组样品在物种多样性方面存在的差异大小, 基于加权的Unifrac距离进行主坐标分析(principal coordinates analysis, PCoA)和非度量多维尺度分析(nonmetric multidimensional scaling, NMDS)分析, 观察5个不同地点样品间的微生物的相似性.由图 4(e)可知, 主坐标PC1和PC2的贡献率分别为47.79%和24%, 结合NMDS分析图可以得出结论[图 4(f)]：别墅区垃圾房采样点(S)的样品单独聚类, 可培养细菌微生物群落与其他采样点差异较大, 其他4个采样点的细菌群落组成较为相似.
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*表示P <0.05, **表示P < 0.01, ***表示P < 0.001 图 4 可培养细菌群落多样性分析 Fig. 4 Analysis of culturable bacterial community diversity |
5个采样点的气溶胶中可培养细菌的群落结构组成如图 5所示.可以看出在门水平上, 不同的采样点群落结构有较高的相似性, 但相对丰度的差异较大, 主要由厚壁菌门(Firmicutes)、变形菌门(Proteobacteria)和放线菌门(Actinobacteria)构成[图 5(a)].某别墅区垃圾房内(S)物种结构差异较大, 放线菌门(Actinobacteria)占主导地位, 约为57.60%, 其他4个采样点(W、O、J和X)均以厚壁菌门(Firmicutes)为优势门, 占比依次为：72.49%, 64.28%、67.61%和85.59%.有研究显示, 在英国东部的绿色堆肥厂和法国一家废物分拣厂微生物都以放线菌门(Actinobateria)为主[12, 51].图 5(b)为不同采样点优势菌属的分布, 从结果可以看出, 不同采样点之间的优势菌属存在一定的差异.某别墅区垃圾房采样点(S)以棒状杆菌属(Corynebacterium)为优势菌属, 占比为57.28%, 其他4个采样点(W、O、J和X)均以芽孢杆菌属(Bacillus)为优势菌属, 占比依次为：49.05%、31.56%、54.97%和29.09%.别墅区垃圾房下风向采样点(W)还检测到微小杆菌属(Exiguobacterium), 在办公楼顶(O)和周边居民区垃圾房采样点(X)检测到一定占比的赖氨酸芽胞杆菌属(Lysinibacillus)和葡萄球菌属(Staphylococcus), 而在校园垃圾房采样点(J)检测到泛菌属(Pantoea).不同采样点的菌属结构和相对丰度存在一定的差异, 说明地理位置和周边环境会对空气中的微生物群落结构产生影响.
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图 5 不同采样点细菌门和属水平分布 Fig. 5 Horizontal distribution of phyla and genera at different sampling sites |
空气中除了自然的微生物, 还存在各种呼吸系统感染的病原体微生物, 这些病原微生物可以通过空气传播.根据颗粒物的粒径和空气动力学特性, 生物颗粒物在大气中的停留时间平均值不同, 与大颗粒物相比, 较小颗粒物(PM2.5)在空气中停留的时间会更长一些, 在人和动物的呼吸系统中沉积得更深, 从而会导致更严重的健康风险[52].有研究在垃圾分类厂的室内空气中发现了大量的大肠杆菌和粪肠球菌等, 这对工作人员来说是一种潜在的健康危害[53].在本研究中, 在生活垃圾房采样点收集到的可培养细菌中检测到一些有潜在致病性的细菌.在某别墅区垃圾房内占主导地位的棒状杆菌属(Corynebacterium), 该菌属与呼吸道疾病(气管炎、咽炎、支气管炎等)相关, 会通过空气飞沫传播造成健康危害[54].葡萄球菌属(Staphylococcus)是一种革兰氏阳性菌, 其中金黄色葡萄球菌能够分泌大量的外毒素, 可能会引发人体局部化脓性感染等病症[55].其中在5个采样点均检测到假单胞菌属(Pseudomonas)、不动杆菌属(Acinetobacter)和泛菌属(Pantoea)等条件致病菌属, 易引发呼吸道感染等疾病.其中不动杆菌属(Acinetobacter)是肺部感染的致病菌, 广泛分布于土壤和水中[56, 57], 本研究在生活环境空气中检测到该菌属. 5个采样点的可培养细菌浓度虽均未达到我国室内空气质量标准的阈值, 但某别墅区垃圾房内浓度最高, 约1 400 CFU·m-3, 可能会对垃圾房工作人员和周边居民造成多种健康风险.在国外某垃圾填埋场调查的53名垃圾填埋场工人和居民中, 大部分人都患有皮肤感染、咳嗽感冒、鼻炎和尿路感染等临床诊断的复发性疾病[5].吸入是现场工作人员接触空气传播细菌的主要途径, 由于这些条件致病菌的存在, 垃圾处理方面应该采取严格的控制措施, 以降低感染风险.
2.3.4 生物气溶胶细菌群落差异物种的显著性分析通过LDA EffectSize(LEfSe)分析找出对样品划分产生显著性差异影响的物种(图 6).LDA得分结果显示, 某别墅区垃圾房内(S)有12个差异物种, LDA得分较高, 对不同分组有较高显著性差异的物种有：放线菌门(Actinobacteria)、放线菌目(Actinomycetales)、棒状杆菌科(Corynebacteriaceae) 和棒状杆菌属(Corynebacterium); 垃圾房下风向采样点(W)有15个差异物种, 显著性较高的为：甲型变形菌纲(α-proteobacteria)和肠杆菌属(Enterobacter); 某校园垃圾房(J)有21个差异物种, 其中显著性较高的为：肠杆菌目(Enterobacteriales)和肠杆菌科(Enterobacteriales); 办公楼顶采样点有7个差异物种, 假单胞菌科(Pseudomonadaceae)、假单胞菌属(Pseudomonas)在分组中显著性最高; 居民区垃圾房采样点(X)有22个差异物种, 显著性较高的为：厚壁菌门(Firmicutes)、杆菌纲(Bacilli)和芽孢杆菌目(Bacillales).
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图 6 可培养细菌物种LEfSe分析 Fig. 6 LEfSe analysis of culturable bacterial species |
对采样点的温度、相对湿度、PM2.5、PM10和可培养细菌浓度做相关性分析, 空气中可培养细菌浓度与环境因素有一定的关联(图 7).某别墅区垃圾房(S)可培养细菌浓度与PM10、PM2.5、温度和相对湿度呈正相关关系, 而下风向附近环境空气中细菌浓度与三者无较大关联.这可能是因为在下风向区域, 携带细菌的小颗粒在风的影响下加速扩散, 风速和风向对空气中的细菌浓度产生了一定的影响.有研究表明环境空气中的微生物浓度会随着风速的增加逐渐升高, 当风速达到2 m·s-1时, 浓度开始逐渐降低[58].图 7(a)显示, 某办公楼楼顶(O)的生物气溶胶浓度与4种环境因素存在一定的相关性, 某校园垃圾房(J)可培养细菌浓度与温度、湿度有关联, 而某居民住宅区垃圾房(X)则与这4种环境因素未呈现显著关联.分析其原因在于居民住宅区垃圾房采样点接近马路边, 人员和车辆的流动性较大, 容易导致灰尘和微生物释放到空气中[11], 对细菌浓度影响更大.对环境因素如PM2.5、PM10、温度和相对湿度与生物气溶胶菌属之间的关系进行相关性分析并绘制热图, 结果如图 7(b)所示.PM2.5与红球菌属(Rhodococcus)相关性较高; PM10与溶杆菌属(Lysobacter)、微小杆菌属(Exiguobacterium)和芽孢杆菌属(Lysinibacillus)有较高的相关性; 与温度(T)因素有较高相关性的菌属有：游动球菌属(Planococcus)、副球菌属(Paracoccus)和溶杆菌属(Lysobacter)等; 与相对湿度(RH)具有较高相关性的菌属包括Zhihengliuella菌属(Zhihengliuella)、微小杆菌属(Exiguobacterium)和红球菌属(Rhodococcus), 大部分菌属浓度水平与温度和相对湿度呈正相关性[59].
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*表示P < 0.05, **表示P < 0.01, ***表示P < 0.001, ****表示P < 0.000 1; 色柱颜色表示R2的数值 图 7 可培养细菌浓度、菌属和环境因素的分析 Fig. 7 Analysis of culturable bacteria concentration, genus, and environmental factors |
根据人体对环境生物气溶胶和条件致病菌的摄入量, 需要评估空气中微生物的吸入风险, 健康风险评价指的是在特定时间和环境条件下, 有害因素对特定人群或生态系统潜在影响的评估过程[60].近年来室内空气质量也越来越受到关注, 暴露于室内空气污染的健康风险可能大于与室外污染相关的健康风险, 因为人们1 d中约有80%~90%的时间是在室内环境中度过的, 其中约25%是在工作中度过的[46], 在工作环境中接触较差的环境空气会对健康产生严重影响.根据上述健康风险评估方法计算得出5个采样点的健康风险系数值如图 8所示. 5个采样点的健康风险系数HQ均小于1, 表示细菌气溶胶的风险较小或者可以忽略.通过健康风险系数可以看出, 5个采样点的暴露风险：某别墅区垃圾房>其下风向>某居民区垃圾房>某校园垃圾房>某办公楼顶, 成年女性的暴露风险略高于成年男性, 但差距不大.在印度露天垃圾场的研究结果表明, 女性因暴露于生物气溶胶而引起的呼吸系统疾病的病例较多于男性[61].尽管微生物气溶胶暴露风险较小(HQ < 1), 但培养法会低估实际环境中细菌浓度, 对于长期工作在垃圾房内的工作人员, 污染物的累计会增加暴露风险[62], 可通过佩戴口罩来降低自身的暴露风险.
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图 8 不同采样点的暴露风险系数 Fig. 8 Exposure risk coefficients at different sampling sites |
对垃圾房工人及周边居民人体健康定量风险评价的结果计算如表 4所示, 与美国环护署(US EPA)的年感染风险限基准值(Py≤10-4 a)和世界卫生组织(WHO)的疾病负担基准值(DB≤10-6)[40]进行对比分析, 以评估该暴露人群的健康风险大小.结果表明3个垃圾房的男性与女性工作人员健康风险均高于相应的基准值, 男性人体健康风险高于成年女性, 表明垃圾房内工作人员需要在工作时间佩戴好口罩, 做好自身防护.周边居民的人体健康定量风险还未超过基准值, 但仍需在垃圾房倾倒垃圾时做好防护, 降低暴露风险.
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表 4 垃圾房工人及周边居民人体健康定量风险评价 Table 4 Quantitative risk assessment of human health for workers of garbage houses and surrounding residents |
3 结论
(1) 不同采样点(S、W、J、O和X)空气中可培养细菌浓度分别为：1 254、280、172、84和175 CFU·m-3, 别墅区垃圾房内(S)细菌浓度明显高于其他4个采样点.
(2) 不同采样点可培养细菌粒径分布有所不同, 别墅区垃圾房内(S)细菌粒径主要分布在1.1~4.7 μm, 而其余4个采样点的细菌粒径主要分布在>7 μm范围, 少数细菌粒径范围为1.1~2.1 μm.空气中存在大量的可吸入细菌(空气动力学直径 < 4.7 μm), 会对垃圾房工作人员及周边居民产生较大的影响, 存在潜在的健康风险.
(3) 通过对可培养细菌群落结构多样性分析发现, 别墅区下风向(W)和办公楼顶室外大气(O)的物种多样性较高.检出了棒状杆菌属(Corynebacterium)、葡萄球菌属(Staphylococcus)和不动杆菌属(Acinetobacter)等存在潜在致病性的细菌, 可能会引发多种传染性疾病.
(4) 某别墅区垃圾房内(S)可培养细菌浓度与温度、相对湿度、PM2.5和PM10相关性较高; 空气中微小杆菌属(Exiguobacterium)与PM10、温度和相对湿度都具有较高的相关性.
(5) 虽然5个采样点的健康风险系数(HQ)均小于1, 但3个垃圾房的工作人员人体健康定量风险评价超出基准值, 工作人员和周边的居民们都应该做好个人防护, 减少暴露在生物气溶胶内, 降低感染疾病的风险.
| [1] | Almetwally A A, Bin-Jumah M, Allam A A. Ambient air pollution and its influence on human health and welfare: an overview[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2020, 27(20): 24815-24830. DOI:10.1007/s11356-020-09042-2 |
| [2] |
谢雯文, 路瑞, 慕飞飞, 等. 西安市秋冬季市区与山区微生物气溶胶组成特征及来源[J]. 环境科学, 2020, 41(5): 2044-2049. Xie W W, Lu R, Mu F F, et al. Characteristics and sources of microbial aerosols in urban and mountainous areas in autumn and winter in Xi'an, China[J]. Environmental Science, 2020, 41(5): 2044-2049. |
| [3] | Tanaka D, Fujiyoshi S, Maruyama F, et al. Size resolved characteristics of urban and suburban bacterial bioaerosols in Japan as assessed by 16S rRNA amplicon sequencing[J]. Scientific Reports, 2020, 10(1). DOI:10.1038/s41598-020-68933-z |
| [4] |
李婉欣, 路瑞, 谢铮胜, 等. 西安市秋冬季不同空气质量下可培养微生物气溶胶浓度和粒径分布[J]. 环境科学, 2017, 38(11): 4494-4500. Li W X, Lu R, Xie Z S, et al. Concentration and size distribution characteristics of culturable bioaerosols at various air quality levels during fall and winter in Xi'an, China[J]. Environmental Science, 2017, 38(11): 4494-4500. |
| [5] | Jahne M A, Rogers S W, Holsen T M, et al. Emission and dispersion of bioaerosols from dairy manure application sites: human health risk assessment[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(16): 9842-9849. |
| [6] |
李彦鹏, 刘鹏霞, 谢铮胜, 等. 霾污染天气大气微生物气溶胶特性的研究进展[J]. 科学通报, 2018, 63(10): 940-953. Li Y P, Liu P X, Xie Z S, et al. Recent research progress and perspective of characteristics of ambient bioaerosols during hazy pollution in China[J]. Chinese Science Bulletin, 2018, 63(10): 940-953. |
| [7] | Song L, Zhou J F, Wang C, et al. Airborne pathogenic microorganisms and air cleaning technology development: a review[J]. Journal of Hazardous Materials, 2022, 424. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.127429 |
| [8] |
褚旭. 上海市城市生活垃圾分类政策实施效果的评价研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工程大学, 2020. Chu X. Evaluation research on the implementation effect of the current municipal household waste classification policy in Shanghai[D]. Harbin: Harbin Engineering University, 2020. |
| [9] | Szulc J, Okrasa M, Majchrzycka K, et al. Microbiological and toxicological hazard assessment in a waste sorting plant and proper respiratory protection[J]. Journal of Environmental Management, 2022, 303. DOI:10.1016/j.jenvman.2021.114257 |
| [10] | Madsen A M, Alwan T, Ørberg A, et al. Waste workers' exposure to airborne fungal and bacterial species in the truck cab and during waste collection[J]. The Annals of Occupational Hygiene, 2016, 60(6): 651-668. DOI:10.1093/annhyg/mew021 |
| [11] |
张俊超, 刘建伟, 马文林, 等. 城市固体废弃物综合处理厂微生物气溶胶污染特性[J]. 环境工程学报, 2012, 6(8): 2825-2829. Zhang J C, Liu J W, Ma W L, et al. Characteristics of microbial aerosol pollution in urban solid waste comprehensive treatment plant[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2012, 6(8): 2825-2829. |
| [12] | Degois J, Simon X, Clerc F, et al. One-year follow-up of microbial diversity in bioaerosols emitted in a waste sorting plant in France[J]. Waste Management, 2021, 120: 257-268. DOI:10.1016/j.wasman.2020.11.036 |
| [13] | Tian J H, Yan C, Nasir Z A, et al. Real time detection and characterisation of bioaerosol emissions from wastewater treatment plants[J]. Science of the Total Environment, 2020, 721. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.137629 |
| [14] |
卢慧, 赵珩, 盛玉钰, 等. 基于功能基因芯片技术的高寒草甸土壤微生物功能基因研究[J]. 生态学杂志, 2018, 37(10): 3031-3037. Lu H, Zhao H, Sheng Y Y, et al. Research on soil microbial functional genes in alpine meadow based on GeoChip technique[J]. Chinese Journal of Ecology, 2018, 37(10): 3031-3037. |
| [15] |
宫静, 祁建华, 李鸿涛. 青岛近海生物气溶胶中总微生物的分布特征[J]. 环境科学, 2019, 40(8): 3477-3488. Gong J, Qi J H, Li H T. Distribution of total microbes in atmospheric bioaerosols in the coastal region of Qingdao[J]. Environmental Science, 2019, 40(8): 3477-3488. |
| [16] |
郑云昊, 李菁, 陈灏轩, 等. 生物气溶胶的昨天、今天和明天[J]. 科学通报, 2018, 63(10): 878-894. Zheng Y H, Li J, Chen H X, et al. Bioaerosol research: yesterday, today and tomorrow[J]. Chinese Science Bulletin, 2018, 63(10): 878-894. |
| [17] |
黄婷, 方源, 冯舟, 等. 高通量测序技术解析中学校园细菌群落的特征组成[J]. 生物技术通报, 2020, 36(8): 96-103. Huang T, Fang Y, Feng Z, et al. Bacterial communities in a middle school campus assessed by high-throughput sequencing[J]. Biotechnology Bulletin, 2020, 36(8): 96-103. |
| [18] | Das S, Bernasconi E, Koutsokera A, et al. A prevalent and culturable microbiota links ecological balance to clinical stability of the human lung after transplantation[J]. Nature Communications, 2021, 12. DOI:10.1038/s41467-021-22344-4 |
| [19] |
夏库拉·巴克特亚尔, 林青, 刘珍珠, 等. 塔克拉玛干沙尘暴源区空气可培养细菌多样性[J]. 西南农业学报, 2020, 33(12): 2933-2942. Bahetiyaer X, Lin Q, Liu Z Z, et al. Diversity of culturable bacteria in air of dust storm source area in Taklamakan[J]. Southwest China Journal of Agricultural Sciences, 2020, 33(12): 2933-2942. |
| [20] |
李宗良, 赖春颜, 梁敏锋, 等. 葡萄球菌属的临床分布与耐药性分析[J]. 中华医院感染学杂志, 2015, 25(12): 2684-2686. Li Z L, Lai C Y, Liang M F, et al. Clinical distribution and drug resistance analysis of Staphylococcus[J]. Chinese Journal of Nosocomiology, 2015, 25(12): 2684-2686. |
| [21] |
李兆娜, 王萍, 寇晨, 等. 677例新生儿咽拭子细菌培养及病原菌的耐药性分析[J]. 微生物与感染, 2017, 12(5): 294-298. Li Z N, Wang P, Kou C, et al. Bacterial culture of pharyngeal swab specimens from 677 newborns and analysis of bacterial drug resistance[J]. Journal of Microbes and Infections, 2017, 12(5): 294-298. DOI:10.3969/j.issn.1673-6184.2017.05.007 |
| [22] |
刘金荣, 刘立雍, 赵顺英, 等. 咽拭子与支气管肺泡灌洗液荧光定量PCR检测儿童肺炎支原体感染分析[J]. 疾病监测, 2019, 34(5): 389-393. Liu J R, Liu L Y, Zhao S Y, et al. Mycoplasma pneumoniae detection in throat swabs and bronchoalveolar lavage fluid in children with mycoplasmal pneumonia by real-time PCR and culture[J]. Disease Surveillance, 2019, 34(5): 389-393. |
| [23] |
刘月姣, 李俭杰, 孙一凡, 等. 利用培养组学技术分离培养肺部微生物群研究[J]. 微生物学报, 2022, 62(3): 1110-1118. Liu Y J, Li J J, Sun Y F, et al. Isolation and cultivation of lung microbiota with culturomics[J]. Acta Microbiologica Sinica, 2022, 62(3): 1110-1118. |
| [24] |
任爱容, 黄永光, 涂华彬. 茅台镇酱香型白酒酿造大曲及环境中可培养细菌多样性及功能分析[J]. 食品科学, 2020, 41(14): 195-202. Ren A R, Huang Y G, Tu H B. Diversity and function of culturable bacteria in Daqu and brewing environment of Moutai-Flavor Baijiu in Maotai Town[J]. Food Science, 2020, 41(14): 195-202. DOI:10.7506/spkx1002-6630-20190517-203 |
| [25] | Qiu G Y, Yue Y, Tang J K, et al. Total bioaerosol detection by a Succinimidyl-Ester-Functionalized plasmonic biosensor to reveal different characteristics at three locations in Switzerland[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(3): 1353-1362. |
| [26] |
夏库拉·巴克特亚尔. 南疆沙尘暴空气微生物多样性研究[D]. 乌鲁木齐: 新疆大学, 2020. Bahetiyaer K. A study on the airborne microbial diversity of sandstorms in Southern Xinjiang[D]. Urumqi: Xinjiang University, 2020. |
| [27] |
艾铄, 张丽杰, 肖芃颖, 等. 高通量测序技术在环境微生物领域的应用与进展[J]. 重庆理工大学学报(自然科学), 2018, 32(9): 111-121. Ai S, Zhang L J, Xiao P Y, et al. Application and progress of high-throughput sequencing technology in the field of environmental microorganisms[J]. Journal of Chongqing University of Technology (Natural Science), 2018, 32(9): 111-121. |
| [28] |
蒋思峡. 传统与机械化酱香大曲的菌群结构分析[D]. 贵阳: 贵州大学, 2017. Jiang S X. The analysis of microfloras on traditional and mechanized mao-tai flavor Daqu[D]. Guiyang: Guizhou University, 2017. |
| [29] | Hewitt K M, Gerba C P, Maxwell S L, et al. Office space bacterial abundance and diversity in three metropolitan areas[J]. PLoS One, 2012, 7(5). DOI:10.1371/journal.pone.0037849 |
| [30] | Kembel S W, Jones E, Kline J, et al. Architectural design influences the diversity and structure of the built environment microbiome[J]. The ISME Journal, 2012, 6(8): 1469-1479. DOI:10.1038/ismej.2011.211 |
| [31] |
夏宇翔, 孙霞, 陶瑞东, 等. 武汉市某居民区典型场所微生物气溶胶调查及健康风险评价[J]. 环境科学研究, 2021, 34(10): 2509-2516. Xia Y X, Sun X, Tao R D, et al. Microbial aerosol investigation and health risk assessment of residential area in Wuhan City[J]. Research of Environmental Sciences, 2021, 34(10): 2509-2516. |
| [32] |
马嘉伟, 杨凯雄, 柴风光, 等. 生活垃圾填埋场细菌气溶胶粒径分布及种群特征[J]. 环境科学, 2019, 40(8): 3470-3476. Ma J W, Yang K X, Chai F G, et al. Particle size distribution and population characteristics of airborne bacteria emitted from a sanitary landfill site[J]. Environmental Science, 2019, 40(8): 3470-3476. |
| [33] |
刘盈盈, 张崇淼, 张少华, 等. 生活垃圾填埋场细菌气溶胶分布及职业暴露风险评估[J]. 环境科学学报, 2021, 41(11): 4459-4466. Liu Y Y, Zhang C M, Zhang S H, et al. Distribution and occupational exposure risk assessment of bacterial aerosols at a sanitary landfill site[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2021, 41(11): 4459-4466. |
| [34] |
王莹, 韩云平, 李琳. 卫生填埋场微生物气溶胶的逸散及潜在风险[J]. 微生物学通报, 2020, 47(1): 222-233. Wang Y, Han Y P, Li L. Emission and potential risks of bioaerosols in sanitary landfill[J]. Microbiology China, 2020, 47(1): 222-233. |
| [35] | Li L Y, Wang Q, Bi W J, et al. Municipal solid waste treatment system increases ambient airborne bacteria and antibiotic resistance genes[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(7): 3900-3908. |
| [36] | Macher J M. Positive-Hole correction of multiple-jet impactors for collecting viable microorganisms[J]. American Industrial Hygiene Association Journal, 1989, 50(11): 561-568. DOI:10.1080/15298668991375164 |
| [37] | Liang Z S, Yu Y, Ye Z K, et al. Pollution profiles of antibiotic resistance genes associated with airborne opportunistic pathogens from typical area, Pearl River Estuary and their exposure risk to human[J]. Environment International, 2020, 143. DOI:10.1016/j.envint.2020.105934 |
| [38] | Yang K X, Li L, Wang Y J, et al. Airborne bacteria in a wastewater treatment plant: emission characterization, source analysis and health risk assessment[J]. Water Research, 2019, 149: 596-606. DOI:10.1016/j.watres.2018.11.027 |
| [39] | Wikuats C F H, Duarte E H, Prates K V M C, et al. Assessment of airborne particles and bioaerosols concentrations in a waste recycling environment in Brazil[J]. Scientific Reports, 2020, 10(1). DOI:10.1038/s41598-020-71787-0 |
| [40] |
杨亚飞, Wajid A, 张蒙蒙, 等. 某市政污水处理厂的微生物气溶胶排放特征及其定量风险评价研究[J]. 给水排水, 2021, 47(S1): 104-109. Yang Y F, Wajid A, Zhang M M, et al. Characterization of microbial aerosol emission from a municipal wastewater treatment plant and quantitative microbiological risk assessment[J]. Water & Wastewater Engineering, 2021, 47(S1): 104-109. |
| [41] |
肖国生, 王兆丹, 陈林, 等. 微生物定量风险评价[J]. 环境科学与技术, 2013, 36(8): 59-64. Xiao G S, Wang Z D, Chen L, et al. Overview of quantitative microbial risk assessment[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 36(8): 59-64. DOI:10.3969/j.issn.1003-6504.2013.08.013 |
| [42] | Dungan R S. Estimation of infectious risks in residential populations exposed to airborne pathogens during center pivot irrigation of dairy wastewaters[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(9): 5033-5042. |
| [43] | Esfahanian E, Adhikari U, Dolan K, et al. Construction of a new dose-response model for Staphylococcus aureus considering growth and decay kinetics on skin[J]. Pathogens, 2019, 8(4). DOI:10.3390/pathogens8040253 |
| [44] |
孙帆, 钱华, 叶瑾, 等. 南京市校园室内空气微生物特征[J]. 中国环境科学, 2019, 39(12): 4982-4988. Sun F, Qian H, Ye J, et al. Characteristics of airborne microorganisms in school classrooms in Nanjing[J]. China Environmental Science, 2019, 39(12): 4982-4988. |
| [45] | Kamal A, Cincinelli A, Martellini T, et al. Health and carcinogenic risk evaluation for cohorts exposed to PAHs in petrochemical workplaces in Rawalpindi city (Pakistan)[J]. International Journal of Environmental Health Research, 2016, 26(1): 37-57. DOI:10.1080/09603123.2015.1007843 |
| [46] |
谭和平, 胡建平, 吴冰思, 等. 上海村镇生活垃圾分类收集模式与配套设施设置初探[J]. 环境卫生工程, 2015, 23(5): 57-59, 62. Tan H P, Hu J P, Wu B S, et al. Domestic waste classification collection mode and supporting facilities in Shanghai rural area[J]. Environmental Sanitation Engineering, 2015, 23(5): 57-59, 62. DOI:10.3969/j.issn.1005-8206.2015.05.018 |
| [47] | Ferguson R M W, Neath C E E, Nasir Z A, et al. Size fractionation of bioaerosol emissions from green-waste composting[J]. Environment International, 2021, 147. DOI:10.1016/j.envint.2020.106327 |
| [48] |
孙强, 李杰, 赵炜, 等. 兰州某居民区大气微生物气溶胶分布特征研究[J]. 环境监测管理与技术, 2019, 31(4): 13-17. Sun Q, Li J, Zhao W, et al. Study on distribution characteristics of atmospheric microbial aerosol in a residential area of Lanzhou[J]. The Administration and Technique of Environmental Monitoring, 2019, 31(4): 13-17. DOI:10.3969/j.issn.1006-2009.2019.04.004 |
| [49] |
许鹏程, 张崇淼, 袁琳, 等. 西安市典型场所微生物气溶胶的分布特征[J]. 安全与环境学报, 2017, 17(6): 2410-2414. Xu P C, Zhang C M, Yuan L, et al. Particular features of the microbial aerosols in the typical spaces in Xi'an Municipality[J]. Journal of Safety and Environment, 2017, 17(6): 2410-2414. |
| [50] |
赵炜, 李杰, 谢慧娜, 等. 兰州市春季微生物气溶胶浓度、粒径及细菌群落结构分布特性[J]. 环境科学, 2021, 42(4): 1668-1678. Zhao W, Li J, Xie H N, et al. Concentration and particle size distribution characteristics of microbial aerosol and bacterial community structure during spring in Lanzhou city, China[J]. Environmental Science, 2021, 42(4): 1668-1678. |
| [51] | Zhao Y, Richardson B, Takle E, et al. Airborne transmission may have played a role in the spread of 2015 highly pathogenic avian influenza outbreaks in the United States[J]. Scientific Reports, 2019, 9. DOI:10.1038/s41598-019-47788-z |
| [52] | Bragoszewska E, Biedroń I, Hryb W. Microbiological air quality and drug resistance in airborne bacteria isolated from a waste sorting plant located in Poland-a case study[J]. Microorganisms, 2020, 8(2). DOI:10.3390/microorganisms8020202 |
| [53] | Mangutov E O, Kharseeva G G, Alutina E L. Corynebacterium spp. -problematic pathogens of the human respiratory tract (review of literature)[J]. Klinicheskaia Laboratornaia Diagnostika, 2021, 66(8): 502-508. |
| [54] | 姚蕾. 金黄色葡萄球菌致病毒素的研究进展[J]. 国际检验医学杂志, 2014, 35(22): 3080-3082. DOI:10.3969/j.issn.1673-4130.2014.22.034 |
| [55] | Noto M J, Boyd K L, Burns W J, et al. Toll-like receptor 9 contributes to defense against Acinetobacter baumannii infection[J]. Infection and Immunity, 2015, 83(10): 4134-4141. DOI:10.1128/IAI.00410-15 |
| [56] | Naim H, Rizvi M, Gupta R, et al. Drug resistance and molecular epidemiology of carbapenem resistant gram-negative bacilli isolates[J]. Journal of Global Infectious Diseases, 2018, 10(3): 133-139. DOI:10.4103/jgid.jgid_74_17 |
| [57] |
钱生财. 青岛市不同功能区微生物气溶胶研究[D]. 青岛: 青岛理工大学, 2012. Qian S C. Studies on microbial aerosol at different functional regions in Qingdao[D]. Qingdao: Qingdao University of Technology, 2012. |
| [58] |
李彦鹏, 马天峰, 杜胜利, 等. 大气生物气溶胶的源排放与源解析研究进展[J]. 地球科学与环境学报, 2021, 43(2): 315-331. Li Y P, Ma T F, Du S L, et al. Review on source emission and source identification of bioaerosols in the atmosphere[J]. Journal of Earth Sciences and Environment, 2021, 43(2): 315-331. |
| [59] | Zheng W, Reponen T, Grinshpun S A, et al. Effect of sampling time and air humidity on the bioefficiency of filter samplers for bioaerosol collection[J]. Journal of Aerosol Science, 2001, 32(5): 661-674. DOI:10.1016/S0021-8502(00)00108-7 |
| [60] |
张宝莹, 刘凡, 白雪涛. 病原微生物气溶胶对人群健康风险评价研究进展[J]. 环境卫生学杂志, 2015, 5(3): 287-292. Zhang B Y, Liu F, Bai X T. Progress on health risk assessment of pathogenic microorganism aerosol[J]. Journal of Environmental Hygiene, 2015, 5(3): 287-292. |
| [61] | Madhwal S, Prabhu V, Sundriyal S, et al. Distribution, characterization and health risk assessment of size fractionated bioaerosols at an open landfill site in Dehradun, India[J]. Atmospheric Pollution Research, 2020, 11(1): 156-169. DOI:10.1016/j.apr.2019.10.002 |
| [62] |
杨凯雄, 侯红勋, 王颖哲, 等. SBR工艺城市污水处理厂微生物气溶胶逸散特征[J]. 环境科学, 2018, 39(11): 4909-4914. Yang K X, Hou H X, Wang Y Z, et al. Characteristics of bioaerosols emitted from WWTP with SBR treatment process[J]. Environmental Science, 2018, 39(11): 4909-4914. |