2016, Vol. 36
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2. 黄河文明传承与现代文明建设协同创新中心, 开封 475001;
3. 开封市环境监测站, 开封 475000
2. Collaborative Innovation Center on Yellow River Civilization of Henan Province, Kaifeng 475001;
3. Kaifeng Environmental Monitoring Station, Kaifeng 475000
多环芳烃(Polycyclic Aromatic Hydrocarbons, PAHs)是由两个或两个以上苯环组成, 广泛存在于大气、土壤、水体和地表灰尘中的一类持久性有机污染物.由于多环芳烃对人体具有“三致”(致癌、致畸、致突变)特性, 故引起了国内外学者的广泛关注.美国环保署(USEPA)将萘、苊、苊烯、芴、菲、蒽、荧蒽、芘、苯并(a)蒽、、苯并(k)荧蒽、苯并(b)荧蒽、苯并(a)芘、二苯并(a, h)蒽、茚并(1, 2, 3-cd)芘、苯并(g, h, i)苝等16种PAHs单体列为优控污染物.地表灰尘作为环境污染物重要的“源”和“汇”, 因粒径较小(1~1000 μm)(Yap et al., 2012)、易富集重金属和PAHs等污染物, 且在外力作用下可发生反复“扬起-沉降”, 能通过手-口摄入、呼吸吸入和皮肤接触等途径进入人体, 产生健康危害, 已经成为众多学者研究的对象(Boonyatumanond et al., 2007; Liu et al., 2007; 向丽等, 2010; 周宏仓等, 2010; Lorenzi et al., 2011; Wang et al., 2011a; Saeedi et al., 2012; Jiang et al., 2014; Soltani et al., 2015; Wei et al., 2015; Bandowe et al., 2016; 王丽等, 2016; Zheng et al., 2016).国内外学者曾对街道灰尘(Boonyatumanond et al., 2007; Liu et al., 2007; 向丽等, 2010; Lorenzi et al., 2011; Wang et al., 2011a; Saeedi et al., 2012; Jiang et al., 2014; Wei et al., 2015; Soltani et al., 2015; Bandowe et al., 2016; 王丽等, 2016; Zheng et al., 2016)、空调滤网灰尘(周宏仓等, 2010)、室内灰尘(Mannino et al., 2008; Qi et al., 2014)、大气降尘(Zhang et al., 2008)中的PAHs开展过大量研究.尤其在环境介质PAHs源解析方面, 先后使用了特征化合物比值法(马骁轩等, 2007; 周宏仓等, 2010; Lorenzi et al., 2011; Wang et al., 2011a; 2011b; Jiang et al., 2014; 李海燕等, 2014; Qi et al., 2014; 王丽等, 2016; Liang et al., 2016)、谱图法(Grimmer et al., 1981)、标志物法(Ravindra et al., 2008)等定性方法, 以及排放源清单法(Inomata et al., 2012)、化学质量平衡模型法(Miguel et al., 1989)、主成分分析-多元线性回归法(Liu et al., 2007; 杜芳芳等, 2014; 王丽等, 2016)、正矩阵因子分解法(Larsen et al., 2003)等定量方法.但是, 迄今为止尚未见到公园地表灰尘PAHs污染和健康风险研究的报道.
开封市地处豫东平原, 是国务院首批公布的24座历史文化名城之一, 旅游资源极其丰富, 仅市区旅游景点就达18处之多.近年来随着郑(州)-开(封)公交及轻轨相继通车, 来开封旅游的国内外游客日益增多.截止2013年底, 开封市游客人数达到4990.2万人次, 旅游收入207.8亿元, 占全市GDP的15.24%(开封市统计局, 2014).因此, 本研究选择开封市4个主要公园为研究对象, 开展公园地表灰尘(以下简称公园灰尘) PAHs的含量、组成、污染、健康风险及来源探讨, 旨在提高公园管理人员和游客健康水平, 并为开封市公园环境管理和污染治理提供依据.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 样点布设与样品采集综合考虑开封市各个公园的面积、建园时间、知名度、客流量、环境状况及空间分布均匀性等因素, 选择龙亭公园(PL)、铁塔公园(PT)、相国寺(PX)和清明上河园(PQ)作为研究对象.灰尘样点布设于各景区道路、停车场和景点场地等硬化地面上, 样点数目依公园面积和景点多少而定.4个公园的位置及详细信息见表 1和图 1.公园灰尘样品采集于2014年9月.采样前一周无降水, 在晴朗无风或弱风的天气条件下采集样品.各个公园的采样背景基本一致, 每天早晨清扫灰尘一次, 垃圾及时拾拣并集中存放清运.在每个采样点上, 首先用塑料毛刷和簸箕收集5个灰尘子样(每个子样重约100 g), 然后将其充分混合, 挑拣出植物残体、砖块或石子, 放入聚乙烯自封袋中保存.本研究在公园PL、PT、PX和PQ分别采集18、11、8和16个灰尘样品, 共53个样品.
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| 图 1 开封市公园灰尘样点分布图 Fig. 1 Location of the park dust samples in Kaifeng City |
| 表 1 采样公园信息表 Table 1 The sampling park information in Kaifeng City |
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将灰尘样品在室内进一步风干, 用玛瑙研钵反复研磨, 全部通过60目(0.25 mm)尼龙筛(卢福峰等, 2007), 备用.
样品PAHs萃取：称取灰尘样品15 g, 与适量硅藻土混匀, 填满22 mL萃取池.使用全自动快速溶剂萃取仪(ASE-350, 美国戴安)提取灰尘中的PAHs.萃取溶剂是正己烷/丙酮混合液(体积比1:1), 提取温度140 ℃, 系统压强10.3 MPa, 加热时间7 min, 静态萃取时间5 min, 清洗体积占萃取池体积的60%, 氮吹时间60 s, 循环次数2次.
样品PAHs净化：使用Florisil固相萃取柱(德国Siomon Aldrich 500 mg/6mL SPE小柱)在全自动固相萃取仪(Preval SPE 304, 北京)进行净化.先将萃取液经氮吹仪(温度50 ℃)浓缩至2 mL, 然后按下列程序进行净化.①活化：取5 mL丙酮/正己烷混合液(体积比1:9)加入柱管, 用真空泵以4 mL·min-1的流速抽至液面与固相物质持平, 再加入5 mL正己烷进行二次活化；②上样：将3 mL萃取液加入柱内, 用真空泵以4 mL·min-1的流速过柱, 抽空, 用试管收集流出液；③淋洗：向柱中加入5 mL丙酮/正己烷(体积比1:9)混合液, 以4 mL·min-1的流速淋洗, 抽空, 收集淋洗液于同一试管中；④氮吹：用氮吹仪(温度50 ℃)将收集液吹至近干后, 用正己烷定容至1 mL待测.
灰尘PAHs含量测定：用气相色谱-质谱联用仪(GC-MS, Agilent 5975C/7890A)测定样品PAHs含量.使用HP-5MS柱子(30 m×0.25 mm×0.25 μm), 色谱柱流速1.2 mL·min-1；程序升温:70 ℃, 保持5 min, 以20 ℃·min-1升温到280 ℃, 保持10 min；离子源温度230 ℃, 四级杆温度150 ℃, 传输线温度280 ℃；离子监测模式为SIM模式, 外标法定量.
2.3 质量控制实验过程中采用方法空白、加标空白、平行实验进行质量控制, 同时使用无目标物的基质进行回收实验.加标回收率变化在67%~123%之间, 平均回收率为80%；对每个样品(n=53)都平行试验2次, 平行样的相对误差均在15%以内.
2.4 灰尘PAHs的污染评价方法采用内梅罗综合污染指数(P)评价灰尘中PAHs的污染状况, 计算公式为(Wang et al., 2011b)：
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(1) |
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式中, Pi是灰尘PAHs组分i的污染分指数, Ci是i种多环芳烃的实测含量, Cs是i种多环芳烃的评价参比值, Pimax为各组分污染分指数的最大值, P是某样点各种PAHs的综合污染指数.P的分级采用《土壤环境监测技术规范》(HJ/T 166-2004)中的标准：P≤0.7, 安全；0.7＜P≤1, 警戒限；1＜P≤2, 轻污染；2＜P≤3, 中污染；P＞3, 重污染.
2.5 灰尘PAHs健康风险评价方法目前, 终生癌症风险增量模型(Incremental Lifetime Cancer Risk, ILCRs)被广泛应用于环境中PAHs的健康风险评估(Wang et al., 2011a; Saeedi et al., 2012; Soltani et al., 2015; Bandowe et al., 2016).本研究采用ILCRs模型评估儿童和成人通过误食、呼吸和皮肤接触等途径暴露公园灰尘PAHs的健康风险.经手-口直接摄入、经呼吸摄入、经皮肤接触摄入途径PAHs摄取量的计算公式如式(3)~(5)所示(Wang et al., 2011a; Saeedi et al., 2012; Jiang et al., 2014; Soltani et al., 2015; Bandowe et al., 2016).
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(3) |
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(6) |
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式中, CS是某样点各种灰尘PAHs单体的毒性当量浓度(mg·kg-1)；TEF是某PAHs单体相当于BaP的毒性系数；CSF是PAHs的致癌斜率因子(kg·d)·mg-1, 基于BaP的致癌能力而确定, CSF摄食、CSF呼吸和CSF皮肤接触分别为7.3、3.85和25 (kg·d)·mg-1 (Wang et al., 2011a; Saeedi et al., 2012; Soltani et al., 2015)；ILCR误食、ILCR吸入、ILCR皮肤接触分别是人体经手-口误食、呼吸吸入和皮肤接触暴露灰尘PAHs所致的健康风险；CR是上述3种暴露途径的总风险.公式中涉及的其他参数及其取值见表 2和表 3.CR的致癌风险等级划分标准(Jiang et al., 2014; Soltani et al., 2015)为：CR＜10-6表示可以接受的安全范围, 10-6＜CR＜10-4表示存在人体可耐受的潜在风险, CR＞10-4表示有较大的潜在风险.
| 表 2 终身致癌风险评价模型部分参数及其取值 Table 2 Parameters used in the incremental lifetime cancer risk assessment |
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需要指出的是, 健康风险评价带有一定的不确定性, 如暴露途径的不确定性、摄入量的不确定性、居民个体的不确定性、模型的不确定性等, 这些不确定性都会在一定程度上影响评价结果的可靠性.
3 结果分析(Results) 3.1 灰尘PAHs组成与含量分析从4个公园的灰尘PAHs含量统计(表 3)可见, ∑PAHs的含量范围为332.20~7535.10 μg·kg-1, 平均值为1320.10 μg·kg-1；LMW和HMW的平均含量分别为487.27 μg·kg-1和832.83 μg·kg-1, 分别占∑PAHs的36.9%和63.1%.强致癌性单体苯并[a]芘平均含量为114.79 μg·kg-1, 占总多环芳烃含量的8.69%.PAHs单体主要以高环(4~6环)化合物为主, 分别为菲、蒽、荧蒽、芘、苯并(a)蒽、苯并(b)荧蒽和苯并(a)芘, 平均含量依次为200.48、122.52、173.75、108.51、146.20、114.79 μg·kg-1；含量最低的是苊烯和苊, 平均含量分别为13.68和7.46 μg·kg-1.由表 3还可以看出, 除苊烯、苊、芴属于中等变异外, 其他单体均属于强变异, 其中, 萘、苯并(a)芘、二苯并(a, h)蒽、茚并(1, 2, 3-cd)芘的变异系数(CV)高于160%.
| 表 3 灰尘PAHs的描述性统计 Table 3 Statistics of PAHs contents in dust samples |
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与国内外其他城市地表灰尘PAHs含量相比, 开封市4个公园的灰尘∑PAHs平均含量除高于泰国曼谷((1100±801) μg·kg-1, Boonyatumanond et al., 2007)、伊朗伊斯法罕(1074.58 μg·kg-1, Soltani et al., 2015)、北京(398 μg·kg-1, 向丽等, 2010)外, 远低于兰州(3900 μg·kg-1, Jiang et al., 2014)、广州(4800 μg·kg-1, Wang et al., 2011a)、上海(冬季20648 μg·kg-1, 夏季14098 μg·kg-1, Liu et al., 2007)、贵阳(1928.66 μg·kg-1, 王娅等, 2012)、新乡(3223.11 μg·kg-1, 郭佳佳等, 2012)等城市.这可能是由于上述研究的灰尘样品多采集于城市街道, 而本研究采集于PAHs外源性输入相对较少的公园造成的.
将4个公园灰尘PAHs按照2~3环、4环、5~6环作三角图(图 2)可知, 2~3环PAHs占∑PAHs的17.42%~61.71%, 平均为38.07%；4环PAHs占∑PAHs的19.35%~47.16%, 平均为31.43%；5~6环PAHs占∑PAHs的13.66%~47.09%, 平均为30.50%.4个公园灰尘中的PAHs均以4环以上的单体为主, 平均占∑PAHs的61.93%.不同公园的灰尘PAHs组分特征基本相似, 表明其来源具有一定的相似性.从不同公园各样点的PAHs组分在三角图中的散布情况看, PX和PQ的散点比其他两个公园更为集中一些, 表明其PAHs的来源更为相似.
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| 图 2 不同公园灰尘PAHs单体的环数分布 Fig. 2 Distribution of PAHs with different rings in Parks |
4个公园灰尘PAHs的含量和组成存在着一定差异(图 3).公园灰尘∑PAHs平均含量表现为PX (2472.00 μg·kg-1)＞PT (1527.64 μg·kg-1)＞PL (1066.22 μg·kg-1)＞PQ (887.09 μg·kg-1), LMW、HMW也表现出类似的趋势, HMW的平均含量显著高于LMW, PX、PT、PL和PQ的HMW/LMW分别为1.87、1.49、1.60、1.95.PX灰尘中的苯并(a)芘、二苯并(a, h)蒽、茚并(1, 2, 3-cd)芘含量在4个公园中最高, 分别是4个公园平均值的9.91、14.08、24.43倍, 因此, 该市公园灰尘中这些PAHs单体含量的变异系数很大.这可能与该公园位于城市中心, 周围是繁华的商业区, 紧邻城市主干道自由路, 车流量大, 建园历史悠久等因素有关.
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| 图 3 不同公园灰尘PAHs的组成与含量 Fig. 3 Composition and concentration of different dust PAHs in Parks |
选择加拿大农业土壤标准中PAHs的单体限值(萘、菲、芘、苯并[a]芘、苯并[a]蒽、苯并[k]荧蒽、苯并[b]荧蒽、二苯并[a, h]蒽、茚并[1, 2, 3, cd]芘的限值为100 μg·kg-1)(Aannokkee, 1990)作为式(1)中的Cs值, 计算得到公园灰尘PAHs的P值及其不同污染程度样点百分数(表 4).由表 4可知, 不同公园灰尘的PAHs污染程度不同, 平均污染程度的大小顺序为PX (重污染)＞PT (中污染)＞PL (轻污染)＞PQ (警戒线).PX全部样点的灰尘PAHs都在轻度污染以上, 重污染样点数占样点总数的62.50%；PT和PL主要为轻污染, 但前者中污染和重污染样点数多于后者, 分别为27.27%和5.55%；PQ大部分样点都在警戒限以下, 占总样点数的81.25%, 轻、中、重污染样点数均占样点总数的6.25%.
| 表 4 不同公园PAHs的P值及不同污染程度样点百分数 Table 4 P indexes of PAHs in dusts and the number of samples in different pollution categories |
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按照式(3)~(7)计算得到公园灰尘针对成人和儿童经3种暴露途径的多环芳烃的ILCRs和CR (表 5).由表 5可知, 对于成人和儿童，3种暴露途径的平均ILCRs和CR均小于10-6, 总体上不存在致癌风险.不管是成人还是儿童, 皮肤接触是最主要的灰尘PAHs暴露途径, 其ILCRs皮肤接触分别占其CR的64.05%(成人)和55.48%(儿童)；其次是误食灰尘PAHs暴露途径, 分别占其CR的36.06%(成人)和44.52%(儿童)；而吸入灰尘PAHs暴露途径低于其他2种途径4~5个数量级, 可忽略不计.该结论与以往的研究相一致(Wang et al., 2011b; Jiang et al., 2014).
| 表 5 成人和儿童不同暴露途径的ILCRs和CR Table 5 ILCRs and CR in different exposure approaches for adult and child |
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从各个公园灰尘PAHs对儿童和成人的平均健康风险(图 4)来看, 对儿童的风险略大于成人, 方差分析表明二者差别显著(p < 0.01).不管对儿童还是成人, 各公园灰尘PAHs的平均CR均为PX＞PT＞PL＞PQ.除PX灰尘PAHs的致癌风险均超过10-6, 存在人体可耐受的潜在致癌风险外, 其他公园都不存在健康风险.公园PX的灰尘PAHs人体可耐受致癌风险超过10-6的样点有5个, 占样点总数的62.50%, 应该引起重视.建议增加清水冲刷地面的次数, 保洁人员在清扫灰尘时注意加强劳动保护.
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| 图 4 各公园灰尘PAHs对成人和儿童的平均CR Fig. 4 Average CR of PAHs for adult and child in dust from different parks |
选择4个公园的灰尘PAHs综合污染指数、成人健康风险、水域面积比(水域面积与公园面积的比值)、2012-2015年年均游客密度为指标绘图, 由图 5可见, PX内没有水域, 年均游客密度、P和成人CR都最大, 而PL的水域面积比最大, 年均游客密度较小, 其P和成人CR都小于PX, 表现出灰尘PAHs的P和CR与游客密度呈正相关, 与水域面积比呈负相关.但是, 这种关系并不能解释PT和PQ的灰尘PAHs污染和健康风险大小, 证明影响公园灰尘PAHs污染和健康风险大小的因素非常复杂, 是建园时间、地理位置、公园性质(佛教圣地、休闲娱乐公园)、游客密度及周边环境状况等多种因素综合的结果.
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| 图 5 各公园灰尘PAHs污染、健康风险与年游客密度、水域面积比的关系 Fig. 5 Relationships between the P, CR of PAHs in the dusts and visitor density per unit area, ratio of water area and park area in parks |
公园PX位于开封市繁华的商业中心, 紧邻相国寺市场、振河商业中心、马道街等商业街；西临中山路, 南频自由路, 西南方是开封市运营时间最长的相国寺汽车站；周边居住着大量居民.相国寺建于北齐文宣帝天保六年(555年), 但曾遭到多次黄河泛滥淹没, 现存寺院是清朝乾隆年间(1776年)在原址上重建的, 历史悠久, 香客络绎不绝.可见, 相国寺地表灰尘PAHs是多源的, 既有汽车燃油和居民燃煤排放的PAHs, 也有寺院佛事活动和商业活动排放的PAHs, 这可能导致该公园地表灰尘PAHs含量高, 污染最为严重, 出现了人体可耐受的潜在健康风险.
公园PT位于开封市老城区东北隅, 建于唐代开元十七年(729年), 也曾遭到多次黄河泛滥淹没, 现存公园是清朝乾隆年间(1773年)重修的, 历史悠久, 但目前没有佛事活动.公园东部有一定面积的水域(铁塔湖), 水域面积比为0.23；南侧是百年名校河南大学明伦校区, 学生约3万人, 有3个大型食堂和1个热力中心；东、北、西三面分别是东环城路、北环城路和解放路, 车流量较大.公园周围汽车燃油和燃煤不完全燃烧可能是灰尘PAHs的主要来源, 但强度不及相国寺公园.所以, 该公园灰尘PAHs污染也达到中度污染, 综合污染指数仅次于PX；健康风险接近潜在风险下限值.
公园PL位于开封老城北部, 前身是北宋皇宫和明代周王府, 1642年被黄河泛滥淹没, 现存公园是康熙三十一年(1692年)修建的.龙亭公园周围居民少, 水域面积比最大(0.54).所以, 该公园灰尘PAHs污染程度较轻, 不存在健康风险.
公园PQ位于开封老城区的西偏北部, 是一个大型仿宋综合性公园, 周围空旷, 无常驻居民, 园内水域面积比为0.25, 园区北侧还有面积很大的水域(西北湖), 建园时间短(距今仅18 a).因此, 该公园灰尘PAHs没有发生污染, 亦不存在健康风险.
4.2 灰尘PAHs源解析低分子量PAHs组分多来源于石油类泄露, 高分子量组分多来源于有机物不完全燃烧, 二者的比值可以用来标识PAHs的主要来源.LMW/HMW＞1, 指示PAHs主要来源于热解或石油类泄露；LMW/HMW＜1, 则来源于化石燃料的不完全燃烧(Fang et al., 2004; Christensen et al., 2005).经计算, 开封市这4个公园除个别灰尘样点(占总样点数的11.32%)的LMW/HMW＞1外, 绝大多数样点(占总样点数的88.68%)的LMW/HMW＜1, 平均为0.65, 表明灰尘PAHs主要来源于燃料的不完全燃烧.
应用PAHs特征化合物比值法也可以定性判别PAHs来源(Yunker et al., 2002; Saeedi et al., 2012; Jiang et al., 2014).当Ant/(Ant+Phe)＜0.1、Flu/(Flu+Pyr)＜0.4、IP/(IP+BghiP)＜0.2、BaA/(BaA+Chr)＜0.2, 主要为石油类来源；Ant/(Ant+Phe)＞0.1, 代表混合燃烧源；0.4＜Flu/(Flu+Pyr)＜0.5, 0.2＜BaA/(BaA+Chr)＜0.35, 0.2＜IP/(IP+BghiP)＜0.5, 主要来自石油产品的不完全燃烧；IP/(IP+BghiP)＞0.5, Flu/(Flu+Pyr)＞0.5, BaA/(BaA+Chr)＞0.35, 主要来源于木材、煤炭及其他生物质的不完全燃烧.经计算, 开封市公园灰尘Ant/(Ant+Phe)变化在0.09~0.65之间, 平均为0.58；Flu/(Flu+Pyr)变化在0.00~1.00之间, 平均为0.41；IP/(IP+BghiP)变化在0.00~1.00之间, 平均为0.53；BaA/(BaA+Chr)变化在0.02~0.60之间, 平均值为0.28.所以, 从总体上看, 开封市公园灰尘PAHs主要来自于煤、石油和生物质的不完全燃烧的混合源.
根据各公园灰尘4种PAHs特征化合物比值(图 6), 可以反映不同公园灰尘PAHs来源的差别.图 6显示, 虽然开封市公园灰尘中的PAHs来源多样, 均属混合性来源, 但不同公园略有差别.PT和PQ灰尘中的PAHs来源相似, 主要来源于石油泄漏和石油燃烧；PX灰尘中的PAHs来源复杂, 既有石油不完全燃烧和油泄漏, 也有煤和生物质燃烧源；PL公园灰尘中的PAHs主要来源于石油燃烧.
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| 图 6 不同公园灰尘PAHs特征化合物比值 Fig. 6 Source identification with compositional analysis of PAHs in surface dust from parks in Kaifeng |
多数学者认为, 城市地表灰尘中PAHs主要来源于化石燃料和煤燃烧的混合源, 且以柴油和汽油燃烧为主, 交通排放源和煤燃烧是最主要的来源(Wang et al., 2011a; 王娅等, 2012; Saeedi et al., 2012; Jiang et al., 2014; 王丽等, Soltani et al., 2015; 向丽等, 2016).有些学者(郭佳佳等, 2012)认为道路灰尘中PAHs主要来源于石油及其精炼产品的不完全燃烧和木材、煤的燃烧, 其中, 煤的燃烧是最主要来源.对于开封市公园灰尘来说, 灰尘中PAHs主要源于煤、石油和生物质不完全燃烧的混合源, 且不同排放源均有贡献.之所以本研究的结论与以往学者的存在一定差异, 主要是因为研究对象不同的缘故.以往学者都是以城市街道灰尘或室内灰尘为研究对象, 而本研究的对象是公园灰尘, 虽然公园灰尘PAHs含量低于街道灰尘, 但其来源更为复杂, 既有内生源又有一定的外源性输入.
5 结论(Conclusions)1) 开封市公园灰尘PAHs的平均含量为1320.10 μg·kg-1, 低于多数已报道的城市街道灰尘.相国寺灰尘PAHs含量(2472.00 μg·kg-1)＞铁塔公园(1527.64 μg·kg-1)＞龙亭公园(1066.22 μg·kg-1)＞清明上河园(887.09 μg·kg-1).公园灰尘PAHs以4~5环化合物为主, 平均LMW/HMW为0.65.
2) 相国寺、铁塔公园、龙亭公园灰尘存在不同程度的PAHs污染, 其中, 相国寺为重污染, 铁塔公园为中污染, 龙亭公园为轻污染, 清明上河园无污染.
3) 相国寺灰尘PAHs的CR超过10-6, 存在人体可耐受潜在致癌风险, 值得引起人们重视；其他公园不存在致癌风险.皮肤接触是最主要的PAHs暴露途径, 而呼吸接触途径可忽略不计.儿童健康风险要高于成人.
4) 影响公园灰尘PAHs含量、污染程度和健康风险的因素非常复杂, 是建园时间、地理位置、公园性质、游客密度及周边环境状况等多种因素综合的结果.
5) 开封市公园地表灰尘中PAHs主要来源于煤、石油和生物质的燃烧, 部分来源于石油泄漏, 基本属于混合型来源.
致谢: 样品采集和实验分析得到河南大学2012级环境科学专业本科生赵贝贝、张梦娜、李萌菲、刘思源、张秀芝、张孝帅同学的帮助, 在此表示感谢！| [${referVo.labelOrder}] | Aannokkee G J.1990.MT-TNO Research into the Biodegradation of Soils and Sediments Contaminated with Oils and PAHs//Arendt F, Hinsenveld M, Van Den Brink W J.Contaminated Soils'90[M].New York: Kluwer Academic Publishes.941-945 |
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