某石化化工行业聚集区室内外PM2.5中多环芳烃分布特征及来源

戴金平，朱 晨，郭文建，汪 磊，张 慧

山东省环境监测中心站，山东 济南 250101

某石化化工行业聚集区室内外PM2.5中多环芳烃分布特征及来源

戴金平，朱 晨，郭文建，汪 磊，张 慧

山东省环境监测中心站，山东 济南 250101

于非采暖季和采暖季分别采集某石化化工行业聚集城市中心城区室内外PM2.5样品，采用高效液相色谱法分析PM2.5上载带的16种PAHs，对其分布特征、来源以及室外PAHs污染对室内污染的贡献进行了初步探讨。结果表明，研究区域非采暖季和采暖季室外PM2.5中ΣPAHs浓度日均值分别为36.3、294 ng/m3，室内PM2.5中ΣPAHs浓度分别为14.8、84.6 ng/m3，均以4、5环PAHs为主；室内PAHs主要来自室外渗透污染，但同时明显存在室内排放源贡献；PAHs来源分析进一步证实研究区域PAHs主要来自煤炭、石油等不完全燃烧，采暖季煤炭燃烧源贡献更突出。

多环芳烃；PM2.5；来源分析；石化行业

Abstract:The indoor and outdoor PM2.5samples were collected from a petroleum and chemical industrial city during the heating and non-heating seasons, 16 types of PAHs were analyzed using HPLC technique. The distribution characteristics, sources of PAHs, and the effect on indoor air quality of outdoor air pollution were discussed. The result shows that, the total concentration of PAHs in outdoor PM2.5which collected in non-heating season and heating season were 36.3 and 294 ng/m3respectively. There were 14.8 and 84.6 ng/m3in indoor PM2.5. The concentration of PAHs in outdoor and indoor samples collected in heating-season is higher than which got in non-heating season, and the dominant components of PAHs in all the samples were 4 or 5 rings PAHs. The PAHs pollution of indoor mostly came from outdoor emissions penetration. The sources of PAHs were analyzed using diagnostic ratio method, it was found that coal and oil combustion were major sources of non-heating season, while the coal combustion was major sources of heating season.

Keywords:polycyclic aromatic hydrocarbons;PM2.5;source analysis;petroleum and chemical industrial area

近年，我国伴随经济发展而来的大气污染问题逐渐显现。雾霾频发，人们越来越关注大气颗粒物对人体健康的危害。与可吸入颗粒物(PM10)相比，细颗粒物(PM2.5)粒径更小，更易吸附有害物质，经呼吸进入人体后可沉积于肺间质或穿过肺泡进入血液循环系统[1]，对人体健康造成危害。为此，环保部于2012年对《环境空气质量标准》(GB 3095—2012)进行了重新修订，将PM2.5纳入控制范围。

有研究表明， PM2.5中有机组分超过30%，而多环芳烃(PAHs)是其中重要组分[2]，且主要存在于PM2.5中[3]。PAHs作为一类由两个或两个以上苯环构成的有机化合物，依其结构特性会以气态或以颗粒物为载体进入大气，因有难降解、可致癌、可生物蓄集，能随大气环流远距离迁移等持久性有机污染物(POPs)特性一直倍受关注，美国环保署(USEPA)也选定16种PAHs作为其优先监控指标。因此，对PM2.5中PAHs的相关研究近来一直是人们关注的重点。

环境空气中PAHs主要来自汽车尾气、热电厂、石化、煤化工、炼钢等行业的排放；室内空气中PAHs除来自烹调、吸烟等活动外，室外PAHs透过门窗或通风系统向室内的扩散是另一不容忽视的重要来源。

本文选取山东省某个以石油化工、精细化工、建陶、医药等工业为主导产业的工业城市，于采暖季、非采暖季分别采集中心城区不同功能区环境空气和居民区室内空气中的PM2.5样本，采用高效液相色谱法对PM2.5载带的16 种USEPA优控PAHs含量进行了测定，据此研究了该市中心城区大气环境中PAHs的含量水平、分布特征、来源，并对城区空气污染对室内空气污染的贡献进行了初步探讨，以期为环境管理决策提供依据。

1 样品采集与分析

1.1采样点位和样品采集

研究区域为山东省某工业城市的中心城区，因该市几个主要城区分布相对分散，导致城乡交错，中心城区四周十几公里范围内建有多个以石油化工、精细化工、建陶、黑色金属冶炼、医药等工业为主导产业的工业园区。城区北部建有多家焦化、钢铁企业；城区东部石油化工、精细化工、农药、煤化工、热电生产企业相对集中；城区南部以建陶、化肥企业为主。为了解中心城区大气环境PM2.5中PAHs污染状况，在中心城区共布设3个采样点位。1#点位于市中心老城区，该区域为居民聚居区，周围无明显工业排放源，距交通干道远，车流量较小；2#点位于城市交通主干道北200 m，该条道路是通往火车站和汽车总站的必经之路，全天人流量、车流量较大；3#点位于中心城区近郊，其东1 000 m为距中心城区东部最近的化工工业园区。3个点位基本可以反映研究区域不同功能区大气环境的污染状况。

采样期间分别于上述点位采集环境空气PM2.5样本，同时在3个点位附近选取1个居民小区，随机选取3～5户不同楼层志愿者(常住户)同步采集室内空气PM2.5样品。

分别于2014 年10、12 月采集代表非采暖季、采暖季的样品，每季均连续采样3 d。每天分段采集昼(08∶00—19∶30)、夜(20∶00—07∶30)两个环境空气PM2.5样品；受志愿者冬季取暖和正常生活需求等条件限制，同时为尽量排除室内污染源干扰，采暖季、非采暖季室内均只同步采集昼间PM2.5样品。采样期间气象条件稳定，无雨雪，风速较低，昼、夜最大平均风速均小于1.8 m/s，非采暖季主导风向为南风、采暖季主导风向为东北风。

室内采样点位均布于住户客厅中部距窗口约2 m的位置。采样期间，所有志愿住户均未使用空气净化装置，避免烹饪、吸烟等活动，采样期间保持通风状态，采样前、后依自家生活习惯通风。室内外采样点采样高度均距地面1.5 m，周围无高大建筑物或家具遮挡，无其他明显的人为污染源干扰。采样前，所有石英滤膜均于400 ℃高温条件下烘烤5 h后以洁净的铝箔密封包裹备用；采用MH1200F型高负载大气特种污染物采样器进行样品采集(流量为100 L/min)，采集后样品以铝箔纸包裹置于-20 ℃下保存、尽快处理分析。

1.2样品处理与分析

16种USEPA优控PAHs混标及替代物十氟联苯标准品均购自百灵威科技有限公司；实验所用正己烷、二氯甲烷等有机溶剂均为农残级，色谱分析用乙腈为色谱纯；干燥用无水硫酸钠为优级纯并于400 ℃下加热4 h后密闭保存；水为超纯水。

样品预处理条件：样品采用快速溶剂萃取仪(Dionex-ASE350)萃取，滤膜剪碎后装入萃取池，加入替代物十氟联苯，采用正己烷∶二氯甲烷(体积比1∶1)混合溶液为萃取溶剂，萃取温度100 ℃，萃取压力1 500 psi，静态萃取时间10 min(5 min预热平衡之后)，淋洗体积为60%池体积，氮气吹扫60 s，萃取循环次数为2次。收集提取液，脱水(如需)、浓缩、溶剂置换、定容至1 mL，-20 ℃下保存至分析。

色谱分析条件：采用Agilent 1260高效液相色谱仪梯度分离，二极管阵列检测器与可变波长荧光检测器串联检测。色谱柱为SUPELCOSIL TM LC-PAH专用柱(4.6 mm×150 mm，5 μm)，采用乙腈/水为流动相梯度淋洗： 55%的乙腈保持15 min；15.0～30.0 min内，乙腈从55%线性增至95%，并保持10 min；41.0～45.0 min，乙腈从95%线性减至55%，并保持2 min。流动相流速为1.0 mL/min，柱温为35 ℃。紫外检测波长为220 nm；荧光检测波长随梯度变化：0.0～16.0 min λEx=275 nm，λEm=350 nm；16.0～24.0 min λEx=260 nm，λEm=420 nm；24.0～36.0 min λEx=280 nm，λEm=420 nm；36.0～45.0 min λEx=305 nm，λEm=500 nm。

1.3质量保证与质量控制

采用外标法定量，测定了萘(Nap)，苊(Acy)，二氢苊(Ace)，芴(Flo)，菲(Phe)，蒽(Ant)，荧蒽(Flu)，芘(Pyr), 苯并[a]蒽(BaA)，(Chry)，苯并[b]荧蒽(BbF)，苯并[k]荧蒽(BkF)，苯并[a] 芘(BaP)，二苯并[a,h]蒽(DbA)，苯并[ghi]苝(BgP)，茚并[1,2,3-cd]芘(InP)16种USEPA优控PAHs。实验过程中除定期核查目标化合物的保留时间及标准曲线以确保满足分析方法要求外，采用紫外吸收光谱图辅助定性，全程序空白样品、空白加标回收、实际样品替代物加标回收等措施进行分析质量控制。替代物加标回收率为69.9%～119%，PAHs各组分加标回收率为71%～121%。

2 结果与讨论

2.1室外PM2.5中PAHs含量特征

非采暖季、采暖季各采样点室内外PM2.5中16种PAHs质量浓度和总质量浓度(ΣPAHs)见表1。

表1 室内外PM2.5中PAHs测定结果Table 1 Concentration of indoor and outdoor PM2.5-bound PAHs ng/m3

注：表中数值为各点位样品PAHs质量浓度的算数平均值±标准偏差；“ND”为未检出。

由表1可以看出，研究区域非采暖季日ΣPAHs平均浓度为36.2 ng/m3，3个采样点位昼间室外PM2.5中ΣPAHs浓度为12.8±4.73～18.6±1.00 ng/m3，夜间ΣPAHs浓度为34.9±41.4～80.1±44.1 ng/m3，3个点位浓度差别不大，最高浓度位于交通主干道北侧的2#点，因该季主导风向为南风，受交通干道的汽车尾气影响较明显。采暖季日ΣPAHs平均浓度为294 ng/m3，3个点位昼间室外PM2.5中ΣPAHs浓度为104±22.1～129±9.67 ng/m3，夜间ΣPAHs浓度为448±56.4～503±41.7 ng/m3， 3个点位浓度差别不大。

两季PM2.5中均以4、5环PAHs为主，非采暖季3个点位浓度前3位的污染物均为DbA、BbF、Flu，采暖季浓度前3位的污染物均为Flu、Pyr、BbF。

非采暖季、采暖季3个点位BaA、BbF、BkF、BaP、DbA、InP等致癌性PAHs均有检出，非采暖季3个点位致癌性PAHs总质量浓度(ΣCPAHs)日均值为14.9～32.2 ng/m3，约占ΣPAHs的61.8%～65.2%；采暖季ΣCPAHs日均值为95.4～121 ng/m3，约占ΣPAHs的34.6%～38.8%。

研究区域两个采样季室外夜间PM2.5中ΣPAHs浓度均高于昼间(约3～4倍)，这与大气边界层内的风速受大气稳度日夜变化的影响变化明显[4]有关。该区域四季小时平均风速日变化见图1。

图1 研究区域四季24 h平均风速变化曲线Fig.1 Average wind speed change of 24 hours in the four seasons

由图1可见，研究区域四季夜间采样时段(20∶00—07∶30)风速明显低于昼间采样时段(08∶00—19∶30)，不利污染物的扩散，造成夜间ΣPAHs浓度明显高于昼间，同时亦不排除该区域夜间相比昼间排放增加的可能。

采暖季室外PM2.5中ΣPAHs浓度日均值是非采暖季的5.9～13.4倍。明显高于非采暖季，与中国其他城市季节变化趋势一致。一方面，因两个季节温度、紫外线照射强度存在明显差异，直接影响PM2.5吸附PAHs的浓度以及PAHs的光解速度；另一方面，非采暖季大气层稳定性差，空气流动性好，有利于PAHs扩散，而采暖季大气层相对稳定，常发生逆温现象，对扩散不利；加之北方城市采暖期以燃煤供暖为主，大量化石燃料的燃烧也进一步加大了该区域的PAHs排放。

2.2室内PM2.5中PAHs含量特征

表1中，非采暖季3个点位昼间室内PM2.5中ΣPAHs浓度为10.0±1.01～18.4±0.65 ng/m3，3个点位2、3环PAHs占比分别为7.67%、14.5%、27.4%，4、5环PAHs占比分别为78.5%、77.2%、65.6%，6环PAHs占比分别为14.3%、8.29%、6.96%；采暖季昼间室内PM2.5中ΣPAHs浓度为55.3±6.76～112±37.9 ng/m3，3个点位2、3环PAHs占比分别为17.3%、17.1%、20.5%，4、5环PAHs占比分别为77.6%、76.0%、77.5%，6环PAHs占比分别为5.02%、6.87%、1.99%。非采暖季、采暖季室内ΣPAHs平均浓度分别为14.8、84.6 ng/m3，3个监测点位室内PAHs污染物均以4、5环PAHs为主。

当前，通常采用室内浓度与室外浓度的比值(I/O值)做为判断污染物主要来自室内或室外的依据。一般当I/O>1时，认为有室内源的存在，当I/O<1时认为主要为室外污染物向室内的渗透所致[5]。3个点位昼间室内外PM2.5中16种PAHs I/O值见图2。

注：I/O值以各点位样品中16种PAHs质量浓度的算数平均值计。图2 非采暖及采暖季室内外PM2.5中PAHsI/O值Fig.2 The indoor/outdoor PM2.5-bound PAH I/O ratios in non-heating and heating season

由图2可见，非采暖季3个点位I/O>1的化合物以2，3环PAHs为主(Nap、Ace、Flo、Phe)，I/O值为1.14～2.63。3#点位I/O>1的化合物种类最多，Nap、Ace、Phe、 Bap的I/O值分别为1.97、1.38、2.63、1.32。采暖季3个点位I/O>1的化合物主要为4、5环PAHs(BaA、BbF、BkF、BaP)，I/O值为1.25～1.83；3个点位 I/O最大值均为Bap，分别为1.83、1.75、1.30；其次为BbF，I/O值分别为1.28、1.63、1.08。

OLIVEIRA[6]认为，建筑材料挥发、家具清洁、点燃蜡烛、甚至绘画等室内活动都可以造成室内低环PAHs浓度的增高；SEE[7]等研究发现，烹调温度较低时也可以产生Phe、Ace等低环PAHs，加之国内一直有使用卫生球等衣物防蛀剂的习俗，该类物质对室内Nap等低沸点PAHs的贡献不容忽视。3个点位室内2、3环PAHs I/O>1，应存在上述低环PAHs排放源。

研究表明，室内PAHs排放水平为室内吸烟>厨房烹调用煤制气>厨房烹调用液化气或天然气。家庭厨房油烟主要以排放3、4环PAHs为主[8]；加热所用燃料燃烧主要释放出4、5环PAHs，燃料不完全燃烧产生的PAHs中Bap含量可达559 μg/m3[9]；16种USEPA优控PAHs在香烟烟雾中均可检出[10]，且吸烟产生的BaP与环境中Flu，Pyr，BaA，Chry，BeP，BkF等4、5环PAHs间有较好的相关性[11]。卷烟烟雾的颗粒中Bap含量可达100 μg/m3，吸烟严重的家庭室内空气中BaP浓度比不吸烟家庭高10倍以上[12]。此外，CHEN[13]等研究发现，吸烟行为和电脑使用过程中某些塑料部件受热会向室内环境中释放出BbF、 BgP、DbA、Chry、BaP 等高环PAHs，并估算出计算机对室内颗粒物相ΣPAHs的贡献最高可达2.99 ng/m3。

调查区域居民区均采用煤气为燃料，且3个点位志愿者家庭中均有住户有吸烟习惯，而计算机在当今家庭中十分普及且使用率普遍较高，这些活动均能造成室内Bap等高环PAHs浓度的升高。研究区室内两季均出现部分4、5环PAHs的I/O值偏高，这可能与志愿住户夜间非采样时段烹饪、吸烟以及使用计算机等活动产生PAHs排放，而不同小区户型结构及居民通风习惯存在差异，造成室内外空气交换存在差异有关。而冬季室内外通风时间较非采暖季普遍减少，致使该现象表现更为突出。

总体来看，研究区域室内PM2.5中PAHs主要来自室外污染物向室内的渗透，但室内吸烟、烹饪、长时间使用计算机等活动对室内PAHs污染的贡献不容忽视。

2.3室内外PM2.5中PAHs来源分析

通常环境中PAHs的组成分布与其来源和传输过程相关，因此分析特征PAHs组成规律可以初步判断其来源。

2.3.1 运用PAHs组成判断研究区域室内外PM2.5中PAHs来源

有研究证明，4环以上PAHs大多来源于化石燃料的燃烧。而研究区域非采暖期季、采暖季昼间室内外PM2.5中不同环数PAHs的分布基本相似，均以4、5环为主。如图3所示。从PM2.5中不同环数PAHs浓度(Σ23环、Σ4环、Σ5环、Σ6环)占PAHs总浓度(ΣPAHs)的百分比来看，非采暖季3个点位昼间室内PM2.5中Σ4环+Σ5环PAHs浓度占ΣPAHs的65.6%～78.5%，昼间室外对应点位占72.0%～80.4%；采暖季室内该比例为76.0%～77.6%，室外为64.6%～72.7%。两个采样季室内外4、5环PAHs浓度占ΣPAHs浓度的百分比总体一致。

注：多环芳烃组成百分比以各点位样品中16种PAHs质量浓度的算数平均值计。图3 非采暖季及采暖季室内外PM2.5中PAHs分布Fig.3 The distribution of indoor and outdoor PM2.5-bound PAH of non-heating season and heating season

也有一些学者采用2、3环PAHs化合物浓度(ΣLMW)与4～6环PAHs化合物浓度(ΣHMW)比值判断PAHs来源。ΣLMW/ΣHMW大于1[14]，一般认为PAHs源于石油的泄漏，ΣLMW/ΣHMW小于1则认为是来自煤炭、木材、石油等有机物的不完全燃烧，属于燃烧源。表2为研究区域非采暖季、采暖季室内外PM2.5中的ΣLMW/ΣHMW比值。

表2 室内外PM2.5中特征PAHs比值Table 2 Diagnostic ratios of indoor and outdoorPM2.5-bound PAHs

注：“—”表示未检出。

由表2可以看出，非采暖期室内昼间PM2.5中ΣLMW/ΣHMW比值为0.08～0.38，室外昼间该比值为0.16～0.25，夜间为0.11～0.22；采暖季室内昼间PM2.5中ΣLMW/ΣHMW比值为0.21～0.26，室外昼间为0.23～0.27，夜间为0.18～0.20。两个采样季室内外ΣLMW/ΣHMW均小于1。进一步提示研究区域室内外PM2.5中PAHs来源一致，均来自煤炭、石油等化石燃料的不完全燃烧。

2.3.2 运用比值法判断研究区域室内外PM2.5中PAHs来源

目前，广泛使用的另一种判断PAHs来源的方法是典型特征化合物比值法。通过选取特定PAHs化合物作为污染源标识物，研究其比值来判断PAHs来源。选取Flu/(Flu+Pyr)、BaA/(BaA+Chr)、BbF/BkF、Ant/(Phe+Ant)等几种常用特征PAHs比值对研究区域PAHs主要来源进行了初步识别[15-16]：

① 当Flu/(Flu+Pyr)<0.2时，为石油源，0.4～0.5为液体燃料燃烧源(主指机动车尾气)，大于0.5则考虑来自草、木材、煤等的燃烧。

② 当BaA/(BaA+Chr)<0.2时，为石油源，大于0.3为燃烧源，介于两者之间则考虑混合源。

③ 当BbF/BkF值为1.07～1.45时，考虑来自汽油燃烧源，3.53～3.87则认为燃煤源。

④ 当Ant/(Phe+Ant)值小于0.1时，为石油源，大于0.1为燃烧源。

上述特征PAHs比值统计结果见表2。由表2可见，研究区域室内外PM2.5中特征PAHs比值一致，证明室内外PAHs基本属同一来源。室内外PM2.5中Flu/(Flu+Pyr)值非采暖季、采暖季分别为0.47～0.59、0.48～0.62，两季变化不大，均提示为机动车尾气与木材、煤等燃烧的混合来源；BaA/(BaA+Chr)值两个采样季分别为0.38～0.46、0.29～0.59，应为燃烧源，这与采用PAHs组成特征判断的结果一致。

BbF/BkF值可用于区分汽油燃烧源与燃煤源，非采暖季该比值为1.98～3.12，显示汽油燃烧与燃煤均有贡献，最小值出现在靠近交通干道的2#点位，更接近汽油燃烧源比值。采暖季BbF/BkF值在3.04～5.03，提示以燃煤源为主，最小值仍出现在2#点位。采暖季BbF/BkF比值明显增高的现象，与该地区采暖期主要以燃煤供暖为主的事实相符。

非采暖季Ant/(Phe+Ant)值为0.03～0.13，采暖季Ant/(Phe+Ant)值为0.03～0.11，提示该区域石油源与燃烧源均有贡献。

PAHs组成与特征化合物比值法均指示研究区域PAHs排放主要来自煤炭、石油等化石燃料的不完全燃烧或高温裂解，采暖季煤炭燃烧源贡献更突出。这与研究区域周边聚集的石油化工、焦化、化肥、建陶等石油、煤炭深加工企业的排放特征相符。石化工业园油品等原料挥发的石油源在源解析中表征不明显：一是石油挥发主要以萘、菲等低沸点2、3环PAHs为主，该类PAHs主要分布于气相，PM2.5中所占比例很少；二是与研究区域近来加大对化工异味的整治力度，促进相关企业落实原料浮顶罐改造，减少生产中的跑冒滴漏等一系列清洁生产改造，使区域化工企业的无组织排放得到一定控制有关。

2.4研究区域室内外PM2.5中PAHs的BaP毒性等效总浓度(ΣBaPeq)

因16种USEPA优控PAHs的毒性各不相同，为客观评估其毒性效应，国内外学者普遍采用以BaP为毒准物的毒性当量因子(TEF)来评价多种PAHs的健康风险。

本文采用NISBET[17]推荐的TEF(表3)，对研究区域室内外PM2.5中PAHs的健康风险进行初步评价。ΣBaPeq为16种多环芳烃浓度与其对应BaP毒性当量因子乘积之和。表4为研究区域室内外PM2.5中PAHs的ΣBaPeq值和国内部分城市同类研究中室内外TSP、PM10、PM2.5中PAHs的ΣBaPeq结果。

表3 16种PAHs TEFTable 3 Toxic equivalence factor of PAHs

表4 研究区域和国内部分城市室内外PM2.5中16种PAHs的ΣBaPeq浓度对比Table 4 The ΣBaPeq of indoor and outdoor PM2.5 in this study comparied with other studies ng/m3

注：“—”为文献未列出。

由表4可见，研究区域非采暖季、采暖季室外PM2.5中ΣBaPeq日均值分别为9.69、37.7 ng/m3，采暖期是非采暖期的3.9倍。与国内其他地区同类研究结果相比，高于厦门、合肥等南方城市，但与同属北方且能源结构相似的河北省、北京市浓度水平相当，低于同为石化企业聚集区的兰州市浓度，属北方城市中等水平。

研究区域非采暖期、采暖期室内PM2.5中ΣBaPeq分别为4.15、12.2 ng/m3，采暖季是非采暖季的2.9倍，季节分布特点与同为北方城市的天津市一致。ΣBaPeq浓度与孟川平报道济南室内环境浓度属同一水平，低于天津、杭州室内环境的污染水平。

3 结论

1)研究区域两个采样季室外PM2.5中ΣPAHs浓度日均值分别为36.3、294 ng/m3，夜间PM2.5中ΣPAHs浓度均高于昼间约3～4倍；两个采样季昼间室内PM2.5中ΣPAHs浓度分别为14.8、84.6 ng/m3。室内外PM2.5中ΣPAHs浓度均为采暖季明显高于非采暖季，与国内其他北方城市季节浓度变化趋势一致。

2)室内外PM2.5中16种PAHs浓度I/O值提示，研究区域室内PAHs主要来自室外的渗透污染，但调查区域居民区烹调时煤气的不完全燃烧、室内吸烟等活动对室内PAHs污染的贡献不容忽视，应尽量避免室内吸烟、加强厨房通风，以减少对室内空气的污染。

3)研究区域聚集年销售收入2 000万元及以上规模化工企业几百家，以煤炭为主要燃料的热电、建材、化工、炼焦、冶金等产业相对集中，石油炼制及石油产品深加工亦属支柱产业。据不完全统计，区域年消耗原煤约500万t，消耗原油约1 100万t，汽柴油等燃料油20万t。研究采用PAHs组成与特征化合物比值法对PM2.5中PAHs来源分析与该区域排放特点基本相符：研究区域室内外PM2.5中以来自化石燃料燃烧的4、5环PAHs为主；特征比值法来源分析进一步证实石化工业园油品等原料挥发对环境PAHs含量有一定贡献，但PAHs排放主要来自煤炭、石油等化石燃料的不完全燃烧及高温裂解，采暖季煤炭燃烧源贡献更突出。

4)与国内其他城市同类研究比较显示，研究区域两个采样季室外PM2.5中ΣBaPeq浓度高于厦门、合肥等南方城市，与同属北方且能源结构相似的河北省、北京市浓度水平相当，低于同为石化企业聚集区的兰州市，属北方城市中等水平。室内PM2.5中ΣBaPeq浓度的季节分布特点与同为北方城市的天津市相关研究一致。浓度水平与济南市相当，低于天津、杭州类似研究区域。

[ 1] 李金娟，邵龙义，杨书申，等.可吸入颗粒物的健康效应机制[J].环境与健康杂志， 2006，23(2): 185-188.

LI Jinjuan，SHAO Longyi，YANG Shushen， et al. Adverse effect mechanisms of inhalable particulate matters[J]. Environ Health，2006，23(2):185-188.

[ 2] 王英锋，张姗姗，李杏茹，等.北京大气颗粒物中多环芳烃浓度季节变化及来源分析[J].环境化学，2010，29(3):369-375.

WANG Yingfeng，ZHANG Shanshan，LI Xingru， et al. Seasonal variation and source identification of polycyclic aromatic hydrocarbons in airborne particulate of Beijing [J]. Environmental Chemistry，2010，29(3):369-375.

[ 3] 郭红连，陆晨刚，余琦，等.上海大气可吸入颗粒物中多环芳烃(PAHs)的污染特征研究[J].复旦学报(自然科学版)，2004，43(6):1 107-1 112.

GUO Honglian，LU Chengang， YU Qi， et al. Pollution characteristics of polycyclic aromatic hydrocarbons on airborne particulate in Shanghai [J]. Journal of Fudan University(Natural Science)，2004，43(6):1 107-1 112.

[ 4] 吴清吉.我们生活的空间——大气边界层[J].科学发展，1990，29(11):797-803.

WU Qingji. The space of our lives: the atmospheric boundary layer[J].National Science Council, 1990，29(11):797-803.

[ 5] GUNDEL A，LEE C，MAHANAMA M, et al. Semivolatile and particulate polycyclic aromatic hydrocarbons in environmental tobacco smoke: clean up, speciation and emission factors[J]. Atmospheric Environment，1995，29(14): 1 719-1 733.

[ 6] OLIVEIRA M.，SLEZAKOVA K，DELERUE-MATOS C, et al. Assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in indoor and outdoor air of preschool environments (3e5 years old children) [J]. Environmental Pollution，2016，208:382-394.

[ 7] SEE S W，KARTHIKEYAN S，BALASUBRAMANIAN R. Health risk assessment of occupational exposure to particulate-phase polycyclic aromatic hydrocarbons associated with Chinese, Malay and Indian cooking [J]. Journal of Environmental Monitoring，2006，8:369-376.

[ 8] 朱利中,王静,江斌焕.厨房空气中 PAHs 污染特征及来源初探[J].中国环境科学，2002，22(2):142-145.

ZHU Lizhong，WANG Jing，JIANG Binhuan.Prelimilary exploration of features and sources of PAHs pollution in air of kitchen [J]. China Environmental Science，2002，22(2):142-145.

[ 9] 岳敏，谷学新，邹洪，等.多环芳烃的危害与防治[J].首都师范大学学报(自然科学版)，2003，24(3):40-44.

YUE Min，GU Xuexin，ZOU Hong， et al. Killer of health-polycyclic aromatic hydrocarbons[J]. Journal of Capital Normal University (Natural Science Edition)，2003，24(3):40-44.

[10] 杜雪晴，王新明，唐建辉，等.我国主要市售香烟主流烟气中多环芳烃的分析[J].环境化学，2006，25(11):785-788.

DU Xueqing，WANG Xinming，TANG Jianhui， et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in main stream smokes from major cigarette brands sold in china [J]. Environmental Chemistry，2006，25(11):785-788.

[11] 刘勇建,朱利中,王静，等.室内空气中多环芳烃(PAHs)的源及贡献率[J].环境科学，2001，22(6):39-43.

LIU Yongjian，ZHU Lizhong，WANG Jing， et al. Sources analysis and contribution identification of polycyclic aromatic hydrocarbons in indoor and outdoor air of Hangzhou [J]. Environmental Science，2001，22(6):39-43.

[12] 朱利中，刘勇建，松下秀鹤.室内空气中多环芳烃的污染特征、来源及影响因素分析[J].环境科学学报，2001，21(1):64-68.

ZHU Lizhong，LIU Yongjian，MATSUSHITA Hidetsuru. Pollution survey and source analysis of polycyclic aromatic hydrocarbons in the indoor air [J]. Acta Scientiae Circumstantiae，2001，21(1):64-68.

[13] REN Y，CHENG T T，CHEN J M. Polycyclic aromatic hydrocarbons in dust from computers:one possible indoor source of human exposure[J]. Atmospheric Environment，2006，40(36):6 956-6 965.

[14] ROCHER V, AZIMI S, MOILLERON R, et al.Hydrocarbons and heavy metals in the different sewer deposits in the Le Marais’ catchment (Paris, France): stocks, distributions and origins [J].Science of the Total Environment， 2004， 323:107-122.

[15] MIGUEL A H，PEREIRA PAP. Benzo[k]fuoranthene，Benzo[ghi] perylene， and Indeno[1,2,3-cd] pyrene：new tracers of automotive emissionsin receptor modeling [J]. Aerosol Science and Technology，1989，10:292-295.

[16] 李文慧，张承中，马万里，等.西安采暖季大气中多环芳烃的污染特征及来源解析[J].环境科学，2010，31(1):1 432-1 437.

LI Wenhui，ZHANG Chengzhong，MA Wanli， et al. Polltion characterizations and source apportionment of polycyclic aromatic hydrocarbons in air during domestic heating season of Xian [J]. Environmental Science，2010，31(1):1 432-1 437.

[17] NISBET I T，LAGOY P K. Toxic equivalency factors (TEFs) for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) [J]. Regulatory Toxicology and Pharmacology，1992，16(3):290-300.

[18] 刘钰，魏全伟，王路光.河北省大气PM10中多环芳烃的污染特征及苯并(a)芘等效毒性评价[J].环境与健康，2009，26 (1):908-910.

LIU Yu，WEI Quanwei，WAN Luguang，et al. Pollution characteristics and benzo[a]pyrene equivalence assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in PM10in Hebei province，China[J]. Journal of Environment and Health，2009，26 (1):908-910.

[19] 林海鹏，武晓燕，王琼，等.兰州市工业区PM10中多环芳烃的来源分析及健康风险评估[J].环境与健康，2013，30(5):426-430.

LIN Haipeng，WU Xiaoyan，WANG Qiong，et al. Source analysis and health risk assessment of PAHs in PM10in industrial area of Lanzhou [J]. Journal of Environment and Health，2013，30(5):426-430.

[20] 郑志侠，潘成荣，高坤龙，等.合肥市大气颗粒物PM10和PM2.5中PAHs的污染特征及健康风险评估[J].环境科学导刊，2014， 33(6):55-59.

ZHENG Zhixia，PAN Chengrong，GAO Kunlong， et al. Pollution characteristics and risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in PM10and PM2.5of Hefei city [J]. Environmental Science Survey，2014， 33(6):55-59.

[21] 曾凡刚，王关玉，田健，等.北京市部分地区大气气溶胶中多环芳烃污染特征及污染源探讨[J].环境科学学报，2002，22(3):284-288.

ZENG Fangang，WANG Guanyu，TIAN Jian， et al. Pollution characteristics and source apportionment of PAHs in atmospheric aerosols of some regions in Beijing [J]. Acta Scientiae Circumstantiae，2002，22(3):284-288.

[22] 曹文文，张振江，赵若杰，等.室内空气PM10中PAHs对老年人的致癌风险评价——以天津市某社区为例[J].中国环境科学，2013，33(2):345-350.

CAO Wenwen，ZHANG Zhenjiang，ZHAO Ruojie， et al. The cancer risk assessment of the elderly population exposure to PAHs in PM10indoor air—case study of one community in Tianjin，China[J]. China Environmental Science，2013，33(2):345-350.

[23] 印红玲，洪华生，叶翠杏，等.厦门市大气PM10中PAHs的健康风险评估—BEQ评估[J].环境化学，2006，25(3):360-362.

YIN Hongling，HONG Huasheng，YE Cuixing， et al. Health risk assessment of priority polycyclic aromatic hydrocarbons in PM10in Xiamen city—BEQ evaluation [J]. Environmental Chemistry，2006，25(3):360-362.

[24] 孟川平，杨凌霄，董灿，等.济南冬春季室内空气PM2.5中多环芳烃污染特征及健康风险评价[J].环境化学，2013，32(5):719-725.

MENG Chuanping，YANG Lingxiao，DONG Can， et al. Characteristics and health risk assessment of indoor PM2.5polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs)in winter and spring in Jinan[J]. Environmental Chemistry，2013，32(5):719-725.

CharacteristicsandSourceApportionmentofPolycyclicAromaticHydrocarbonsinIndoorandOutdoorPM2.5inaPetroleumandChemicalIndustrialArea

DAI Jinping， ZHU Chen， GUO Wenjian， WANG Lei， ZHANG Hui

Shandong Environmental Monitoring Centre, Jinan 250101, China

X823

A

1002-6002(2017)03- 0056- 09

10.19316/j.issn.1002-6002.2017.03.09

2016-05-16;

2016-08-02

戴金平(1971-)，男，山东淄博人，大学本科，高级工程师。

朱 晨