陳 敏，陳 莉，黃 平

1．中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣東 廣州 510275

2．浩藍(lán)環(huán)保股份有限公司，廣東 廣州 510630

3．北京市農(nóng)林科學(xué)院植物保護與環(huán)境保護研究所，北京 100097

多環(huán)芳烴(PAHs)是指2個或2個以上苯環(huán)連在一起的一類化合物，具有高脂溶性和相對低的水溶性，為持久性有機污染物中的一類，它們中大多具有三致(致癌、致畸、致基因突變)毒性。土壤作為生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，是環(huán)境中多環(huán)芳烴類物質(zhì)積累的源和匯，它們會通過直接接觸進入人體，或通過揮發(fā)、遷移以及食物鏈等方式進入大氣、水和生物等其他環(huán)境介質(zhì)間接危害人體健康。近年來，國內(nèi)外學(xué)者對土壤中PAHs的污染問題已進行了大量的研究工作，主要包括來源解析［1-4］，污染水平及健康風(fēng)險評價［5-6］，在土壤中的吸附行為［7-8］，生物降解機理［9-10］，以及對污染土壤的控制與修復(fù)［11-12］等。

目前，有許多受體模型被用來識別源的特征及評價源的貢獻(xiàn)，如主成分分析法和正定矩陣因子分析法(PMF)等［13-14］。主成分分析法在應(yīng)用過程中會產(chǎn)生負(fù)的因子載荷，這對于源結(jié)果的解析很困難，因為只有非負(fù)值才具有物理意義;PMF法所得到的因子載荷為非負(fù)值，對于源特征具有可解釋性和明確的物理意義［15-16］。

烏魯木齊市地處歐亞大陸腹地，是新疆經(jīng)濟發(fā)展的中心。經(jīng)濟的發(fā)展，城市人口的增加，工業(yè)“三廢”的排放，以及冬季燃煤、車輛排放尾氣的增加，加速了土壤中有機污染物的積累。然而，目前針對烏魯木齊市土壤中PAHs的污染現(xiàn)狀還鮮見報道。以烏魯木齊地區(qū)不同功能區(qū)表層土壤中的PAHs為研究對象，對土壤中PAHs的污染特征進行分析，運用PMF法對其來源進行解析，并對其潛在的生態(tài)風(fēng)險進行評價，為該區(qū)域環(huán)境保護和土壤污染治理提供基礎(chǔ)理論數(shù)據(jù)和資料。

1 實驗部分

1.1 樣品采集

于2011年5月12日在烏魯木齊地區(qū)采集了28個表層土壤樣品(0～10 cm)。根據(jù)不同土地利用類型設(shè)置采樣點，并用GPS定位。分別為公園區(qū)(1#～3#)、交通繁忙區(qū)(4#～11#)、居民和商業(yè)區(qū)(12#～15#)、農(nóng)業(yè)區(qū)(16#～19#)和工業(yè)區(qū)(20#～28#)。采樣點地理坐標(biāo)為東經(jīng)87°23'～87°40'，北緯 43°45'～43°59'，分布見圖 1。

圖1 烏魯木齊市區(qū)及郊區(qū)采樣點分布示意圖

采樣前先去除地表礫石及動植物殘體，每個采樣點區(qū)域大約為100 m2，采用五點法進行采樣，將五點土樣均勻混合，然后用四分法去除多余土樣，每個土樣約500 g，作為該樣點的代表性樣品。經(jīng)冷凍干燥，剔除雜物，過2 mm篩，4℃下保存。

1.2 材料與方法

1.2.1 提取與凈化

稱取10.0 g土壤樣品，精確至0.01 g，加入適量回收率指示物。標(biāo)準(zhǔn)樣品均購于美國，包括氘代萘(d8-Nap)、氘代苊烯(d10-Ace)、氘代菲(d10-Phe)、氘代艸屈(d12-Chr)、氘代苝(d12-Per)，并加入45 mL二氯甲烷、丙酮和正已烷的混合溶液(三者體積比為1∶1∶1)，超聲提取2次，每次1.5 h。合并以上提取液，在50℃下，旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)，濃縮到5.0 mL。將濃縮后的提取液加入硅膠層析柱分離凈化。凈化柱為25 cm×1 cm內(nèi)徑玻璃柱，依次裝入棉花、10 g活化的硅膠、2 cm無水硫酸鈉。加入樣品，然后分別用15 mL的正已烷和80 mL的二氯甲烷-正已烷(體積比為3∶7)淋洗出正構(gòu)烷烴和PAHs。含PAHs組分的洗脫液經(jīng)高純氮氣吹至0.5 mL，進行定量分析。

1.2.2 儀器分析條件

實驗所用儀器為Agilent氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀(6890-5975)。色譜柱為 DB-5柱(30 m×0.25 mm ×0.25 μm);載氣為氦氣，載氣流量為1.0 mL/min;進樣口初始溫度為50℃持續(xù)3 min，然后以10℃/min的速率增加到280℃，并持續(xù)20 min，至樣品完全流出色譜柱;采用不分流進樣，進樣量1 μL;數(shù)據(jù)采集時間為3～25 min。離子源為 EI源，電子能量 70 eV，離子源溫度200℃;接口溫度230℃;質(zhì)量分析器為單四極桿;質(zhì)量掃描范圍(m/z)20～500 amu，定量分析為選擇離子掃描(SIM)，檢測電壓1 200 V。定性與定量分析方法為PAHs定性分析采用標(biāo)樣的各色譜峰保留時間對實際樣品中的PAHs進行定性，并通過GC/MS驗證。用內(nèi)標(biāo)曲線法定量。

1.2.3 質(zhì)量控制

采用USEPA推薦的質(zhì)量控制方法。包括方法空白、加標(biāo)空白、溶劑空白或儀器空白和樣品平行樣，所有空白和樣品等都進行相同的處理。結(jié)果顯示，空白樣品中無待測目標(biāo)化合物或是低于檢測限，說明由于人為因素及實驗室條件導(dǎo)致的污染可忽略;樣品平行樣相對標(biāo)準(zhǔn)偏差在15%以內(nèi);各種PAHs組分的回收率為60% ～120%。

1.2.4 PMF 法［15-16］

PMF方法屬于一種通用的非負(fù)約束、加權(quán)方差最小化的因子分析方法。基本計算公式與一般的因子分析一致。

式中:樣品濃度數(shù)據(jù)矩陣X由n個樣品的m種化合物的濃度組成(n×m)，F(xiàn)矩陣表示主要源的指紋譜，G矩陣表示主要源的貢獻(xiàn)率，E是殘差矩陣(n×m)，定義為

式中:xij、fij、gkj分別為X、F、G中的對應(yīng)元素。

與一般的因子分析方法不同，PMF方法對每個因子的載荷和得分均做非負(fù)約束，即G、F中元素非負(fù);且求解方差最小化的目標(biāo)方程Q(E)時對每個數(shù)據(jù)點進行不確定性的加權(quán)考慮，其公式為

式中:Sij為第i個樣品中第j種物質(zhì)的不確定性，其他各項含義同前。研究采用的不確定性計算方法為

式中:RSD是化合物濃度值的相對標(biāo)準(zhǔn)偏差，xij為第i個樣品中第j種物質(zhì)的濃度。對缺失數(shù)據(jù)采用方法檢出限(LMDL)的1/2代替，同時賦予更大的不確定性，大大降低了這些數(shù)據(jù)對最終結(jié)果的影響。

1.2.5 數(shù)據(jù)處理

分析主要采用 PMF3.0、Origin8.0、SPSS18.0等軟件。采樣點繪圖由 Photoshop、ArcGIS10.0完成。

2 結(jié)果與討論

2.1 PAHs污染水平、組成與分布

對烏魯木齊城區(qū)及郊區(qū)28個表層土壤樣品中涉及USEPA規(guī)定的16種PAHs含量和7種致癌性的PAHs含量進行了統(tǒng)計分析，結(jié)果見表1。

表1 烏魯木齊不同功能區(qū)表層土壤中PAHs含量 μg/kg

由表1可見，烏魯木齊表層土壤中∑16PAHs的濃度為331～15 799 μg/kg，平均值為(5 018±4 896)μg/kg(n=28)。濃度較高的PAHs污染點分別位于 5#、8#、23#、25#和 28#。這些樣點分布在主要交通十字路口(5#和8#)以及工業(yè)區(qū)附近(23#熱電廠廠區(qū)、25#烏石化廠區(qū)、28#鋼廠廠區(qū))。相比之下，∑16PAHs濃度含量較低的樣點主要分布于 12#、14#、15#和 17#，與這些樣點主要分布在非工業(yè)活動和重交通污染區(qū)有關(guān)。土壤樣點中7種致癌性 PAHs(苯并［b］熒蒽、艸屈、苯并［b］熒蒽、苯并［k］熒蒽、苯并［a］芘、茚苯［1，2，3-cd］芘，二 苯 并［a，h］蒽)含 量 為 4 ～1 879 μg/kg之間，其平均值為(315±450)μg/kg，致癌性PAHs占總量的6.29%。表明這7種強致癌性物質(zhì)的含量較低。對于致癌性最強的BaP，濃度變化范圍為 nd ～276 μg/kg，平均值為93 μg/kg，與北京城市土壤(5 ～270 μg/kg)相差不大［17］，而低于上海城區(qū)土壤值(119 μg/kg)［18］。

不同功能區(qū)的表層土壤中PAHs的濃度是變化的，與世界上其他國家表層土壤中PAHs的含量對比來看(表2)，烏魯木齊城區(qū)及郊區(qū)土壤中PAHs的濃度水平與世界其他地區(qū)土壤處于同一數(shù)量級。

表2 來自其他區(qū)域表層土壤中的PAHs濃度 μg/kg

從污染水平來看，以Maliszewska-Kordybach建立的PAHs污染程度分類標(biāo)準(zhǔn)為參考［31］。烏魯木齊地區(qū)有82.15%的樣點屬于嚴(yán)重污染(大于1 000 μg/kg)，有17.85%的樣點屬于輕度污染和受污染(200～1 000 μg/kg)?？傮w來看，烏魯木齊地區(qū)土壤中PAHs污染較為嚴(yán)重。

2.2 污染物組成特征

圖2為16種多環(huán)芳烴的組成比例。

圖2 16種PAHs的組成比例

由圖2可知，16種PAHs均有不同程度的檢出。在所有土壤樣本中，菲的含量最高，超過24.95%，其次是萘，含量占8.31% ～23.15%。芴、芘和熒蒽的含量也較高，分別為6.59% ～16.59%、4.21% ～15.08%、7.72% ～19.39%。有研究表明［32-33］，菲含量較高說明該地區(qū)煤和生物質(zhì)在能源消費中的比例較高。

按照PAHs環(huán)數(shù)的不同(圖3)，可以將16種PAHs化合物分為4組:2、3、4環(huán)和5～6環(huán)。其中，3、4環(huán)所占的含量最高，分別為29.69% ～79.91%，5.52% ～54.29%。在土壤樣本中，5～6環(huán)的含量較低(0.35% ～28.35%)。從總體來看，在單個土壤樣本16種PAHs的組成及環(huán)數(shù)相差不大，但在農(nóng)業(yè)區(qū)土壤樣本中，2、3環(huán)的含量相對于其他幾個功能區(qū)而言較高。

圖3 土壤中不同環(huán)數(shù)的PAHs的分布比例

2.3 PMF方法源解析

隨機選取25作為初始起點進行迭代計算，選取3～10個因子分別運算，對比發(fā)現(xiàn)4個因子是合適的因子數(shù)［34］，由于所有的運行都收斂于最小值Qrobust，并且Qrobust=Qtrue，表明沒有其他無關(guān)因素影響到Qtrue;另外，大部分PAHs單個化合物的殘差都在－3和3之間并服從正態(tài)分布，表明16種PAHs被很好地模擬;模擬值與實測值有很好的線性關(guān)系(r=0.989 5，P＜0.01)，見圖4。

圖4 PMF模型預(yù)測值與實測值之間的線性關(guān)系

2.4 PMF模型源解析結(jié)果

4個因子的PAHs污染源剖面圖見圖5。

圖5 PMF模型解析的PAHs污染源剖面圖

由圖5可知，因子1的貢獻(xiàn)率為51.19%，占最高載荷的化合物為菲、蒽、熒蒽、芘，占中等載荷的為苯并［a］芘和二苯并［a，h］蒽。由于菲、蒽、熒蒽、芘、苯并［a］芘和二苯并［a，h］蒽是煤燃燒的指示物［35］，因子1可以被確定為燃煤源。烏魯木齊是中國西北部重要城市，來自燃煤動力的工廠、熱電廠，煉焦的鋼鐵廠以及冬季居民燃煤，都是該區(qū)域PAHs污染的重要來源。

因子2能解釋PAHs主要污染來源的19.02%。其中占有較高載荷的是苯并［a］蒽和艸屈，以及占中等載荷的苯并［k］熒蒽和茚苯［1，2，3-cd］芘。研究表明，苯并［a］、、苯并［k］熒蒽和茚苯［1，2，3-cd］芘可用來追朔柴油燃燒源［36］。因此，因子2可以歸為柴油燃燒源。

因子3貢獻(xiàn)率為18.35%，占有較高載荷的是苯并［a］芘、茚苯［1，2，3-cd］芘、苯并［g，h，i］苝和苊。根據(jù)文獻(xiàn)報道［33］，這個源是機動車燃燒源(包括汽油車和柴油車)。從模型結(jié)果可以看出，因子2和因子3都指示的是機動車燃燒源。根據(jù)Venkataraman等研究表明，苯并［k］熒蒽相對其他的PAHs來說，能更好地指示柴油機動車燃燒源。對于因子3來說，因子2具有更高的苯并［k］熒蒽載荷。這就表明，因子2為柴油機動車燃燒源，而因子3更可能是來自汽油機動車燃燒源［13］。烏魯木齊是中國西北部人口最多的城市之一，隨著居民生活水平的提高，機動車的數(shù)量在2012年已突破50萬輛，汽車尾氣的排放量大大增加，成為烏魯木齊城市空氣及土壤PAHs污染的重要來源之一。

因子4的貢獻(xiàn)率為11.42%，具有最高載荷的是萘。萘是PAHs中質(zhì)量最輕的，它是木餾油和煤焦油揮發(fā)的特征指示物［13］。因此，因子4被認(rèn)為是石油源。另外，來自機動車石油的泄漏也被認(rèn)為是土壤中PAHs的可能來源。

結(jié)果表明，烏魯木齊土壤中PAHs的輸入很大程度上來源于煤的燃燒以及柴油與汽油機動車的尾氣排放。

2.5 生態(tài)風(fēng)險評價

目前，國際上尚無土壤PAHs污染評價的統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn)。因此參考荷蘭土壤PAHs的評價標(biāo)準(zhǔn)對烏魯木齊表層土壤中PAHs的污染程度進行分析，見表3。

表3 烏魯木齊地區(qū)土壤中10種PAHs污染評價

由表3可見，10種PAHs化合物中，萘、菲、熒蒽均100%超標(biāo)，其次是蒽(71.4%)、苯并［g，h，i］(67.85%)、(60.71%)，超標(biāo)率最低的是苯并［k］熒蒽(10.71%)。結(jié)果表明，烏魯木齊表層土壤已受到了一定程度的PAHs污染。

采用苯并［a］芘的毒性當(dāng)量濃度TEQBaP評價PAHs的生態(tài)風(fēng)險。

式中:Ci為第i種PAHs的質(zhì)量濃度，μg/kg;TEFi為第i種PAHs的毒性當(dāng)量因子(毒性當(dāng)量因子見表1);TEQBaP是基于BaP的毒性當(dāng)量，μg/kg。計算得到烏魯木齊各采樣點的總TEQBaP水平，分布情況見圖6。

由圖6可知，樣品中16PAHs的∑TEQBaP為2.72 ～498.72 μg/kg，平均值為 157.6 μg/kg，有53%的采樣點超過荷蘭土壤標(biāo)準(zhǔn)目標(biāo)參考值(33.0 μg/kg，荷蘭土壤標(biāo)準(zhǔn)TEQBaP參考值由10種PAHs的目標(biāo)值與其相應(yīng)的TEF計算而得)，這些超標(biāo)的樣點主要集中在交通繁忙區(qū)和工業(yè)區(qū)。因此，在烏魯木齊土壤表層中PAHs存在潛在的生態(tài)風(fēng)險。

圖6 烏魯木齊地區(qū)各采樣點苯并［a］芘毒性當(dāng)量濃度

3 結(jié)論

1)烏魯木齊表層土壤中∑16PAHs的濃度為331～ 15 799 μg/kg，其 平 均值為 (5 018 ±4 896)μg/kg(n=28)。7種致癌PAHs的濃度為4～1 879 μg/kg。在所有土壤樣本中，菲、萘、芘、熒蒽和芴的含量最多;表層土壤中16種PAHs以3、4環(huán)為主。∑16PAHs的濃度呈現(xiàn)出交通繁忙區(qū)＞工業(yè)區(qū)＞公園區(qū)＞農(nóng)業(yè)區(qū)＞居民和商業(yè)區(qū)的變化趨勢。烏魯木齊地區(qū)土壤中PAHs的濃度水平與世界其他地區(qū)土壤處于同一數(shù)量級，但仍屬污染較為嚴(yán)重的地區(qū)。

2)正定矩陣因子分析法表明，烏魯木齊表層土壤中PAHs的主要來源為煤的燃燒(51.19%)，汽油車燃燒(19.02%)，柴油車燃燒(18.35%)，機動車石油的泄漏(11.42%)。

3)采用毒性當(dāng)量法及荷蘭土壤標(biāo)準(zhǔn)對烏魯木齊表層土壤中PAHs潛在生態(tài)風(fēng)險進行了分析，結(jié)果表明，烏魯木齊表層土壤受到了污染并存在潛在致癌性。

［1］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．

［2］段永紅，陶澍，王學(xué)軍，等．天津表層土壤中多環(huán)芳烴的主要來源［J］．環(huán)境科學(xué)，2006，27(3):524-527．

［3］Wang Z，Chen J，Qiao X，et al．Distribution and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons from urban to rural soils:a case study in Dalian，China ［J］．Chemosphere，2007，68(5):965-971．

［4］倪進治，駱永明，魏然，等．長江三角洲地區(qū)土壤環(huán)境質(zhì)量與修復(fù)研究Ⅴ．典型地區(qū)農(nóng)業(yè)土壤中多環(huán)芳烴的污染狀況及其源解析［J］．土壤學(xué)報，2008，45(2):234-239．

［5］Yang W R，Wang R S，Zhou C B，et al．Distribution and health risk assessment of organochlorine pesticides(OCPs)in industrial site soils:A case study of urban renewal in Beijing， China ［J］． Journal of Environmental Science，2009，21:366-372．

［6］于國光，葉雪珠，趙首萍，等．杭州市郊區(qū)表層土壤中多環(huán)芳烴的風(fēng)險分析［J］．生態(tài)環(huán)境學(xué)報，2011，20(5):966-969．

［7］羅曉麗，齊亞超，張承東，等．多環(huán)芳烴在中國兩種典型土壤中和吸附和解析行為研究［J］．環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2008，28(7):1 375-1 380．

［8］羅雪梅，何孟常，劉昌明．黃河三角洲地區(qū)濕地土壤對多環(huán)芳烴的吸附特征［J］．環(huán)境化學(xué)，2007，26(2):125-129．

［9］陳春云，岳珂，陳振明，等．微生物降解多環(huán)芳烴的研究進展［J］．微生物學(xué)雜志，2007，27(6):100-103．

［10］王菲，蘇振成，楊輝，等．土壤中多環(huán)烴的微生物降解及土壤細(xì)菌種群多樣性［J］．應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2009，20(12):3 020-3 026．

［11］Simmons R N，Mcguffin V L．Modeling transport effects of perfluorinated and hydrocarbon surfactants in groundwater by using micellar liquid chromatography［J］．Analytica Chimica Acta，2007，603(1):93-100．

［12］Nam J J，Thomas G O，Jaward F M，et al．PAHs in background soils from Western Europe:influence of atmospheric deposition and soil organic matter［J］．Chemosphere，2008，70(9):1 596-1 602．

［13］Randolph H， LarsenI I I， Joele B． Source apportionment of polycylic aromatic hydrocarbons in the urban atmosphere:a comparison of three methods［J］．Environmental Science＆ Technology，2003，37(9):1 873-1 881．

［14］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．

［15］Paatero P，Tapper U．Positive matrix factorization:a non-negative factor model with optimal utilization of error estimates of data values ［J］．Environmetrics，1994，5(2):111-126．

［16］劉春慧，田福林，陳景文，等．正定矩陣因子分解和非負(fù)約束因子分析用于大遼河沉積物中多環(huán)芳烴源解析的比較研究［J］．科學(xué)通報，2009，54(24):3 817-3 822．

［17］Ma L L，Chu S G，Wang X T，et al．Polycyclic aromatic hydrocarbons in the surface soils from outskirts of Beijing，China ［J］．Chemosphere，2005，58(10):1 355-1 363．

［18］Jiang Y F，Wang X T，Wang F，et al．Levels，composition profiles and sources of polycyclic aromatic hydrcarbons in urban soil of Shanghai，China ［J］．Chemosphere，2009，75(8):1 112-1 118．

［19］Tang L L，Tang X Y，ZhuY G，et al．Contamination of polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs)in urban soils in Beijing， China ［J］． Environment International，2005，31(6):822-828．

［20］Masih A，Taneja A．Polycyclic aromatic hydrocarbons concentrations and related carcinogenic potencies in soil at a semi-arid region of India ［J］．Chemosphere，2006，65(3):449-456．

［21］Haugland T，Ottesen R T，Volden T．Lead and polycyclic aromatic hydrocarbons in surface soil from day care centers in the city of Bergen Norway［J］．Environmental Pollution，2008，153(2):266-272．

［22］Mielke H W，Wang G，Gonzales C R，et al．PAH and metal mixtures in soils of inner-city and suburban New Orleans， Louisiana， USA ［J］． Environmental Toxicology Pharmacology，2004，18(3):243-247．

［23］Trapido M． Polycyclic aromatic hydrocarbons in Estonian soil:contamination and profiles ［J］．Environmental Pollution，1999，105(1):67-74．

［24］Aichner B，Glaser B，Zech W．Polycyclic aromatic hydrocarbons and polychlorinated biphenyls in urban soils from Kathmandu， Nepal［J］． Organic Geochemistry，2007，38(4):700-715．

［25］Cai Q Y，Mo C H，Li Y H，et al．Occurrence and assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in soils from vegetable fields of the Pearl River Delta，South China［J］．Chemosphere，2007，68(1):159-168．

［26］Agarwal T，Khillare P S，Shridhar V，et al．Pattern，sources and toxic potential of PAHs in the agricultural soils of Delhi，India ［J］．Journal of Hazardous Materials，2009，163(2-3):1 033-1 039．

［27］Yin C Q，Jiang X，Yang X L，et al．Polycyclic aromatic hydrocarbons in soils in the vicinity of Nan jing，China［J］．Chemosphere，2008，73(3):389-394．

［28］Ma L L，Chu S G，Wang X T，et al．Polycyclic aromatic hydrocarbons in the surface soils from outskirts of Beijing，China ［J］．Chemosphere，2005，58(10):1 355-1 363．

［29］Motelay M A，Ollivon D，Garban B，et al．Distribution and spatial trends of PAHs and PCBs in soils in the Seine River basin，F(xiàn)rance ［J］．Chemosphere，2004，55(4):555-565．

［30］Zhang H B，LuoY M，Wong M H，et al．Distributions and concentrations of PAHs in Hong Kong soils［J］．Environmental Pollution，2006，141(1):107-114．

［31］Maliszewska-Kordybach B． Polycyclic aromatic hydrocarbons in agricultural soils Poland:Preliminary proposals for criteria to evaluate the level of soil contamination ［J］． AppliedGeochemistry，1996，11(1-2):121-127．

［32］Li A，Jiang J K，Scheff P A．Application of EPA CMB8.2 model for source apportionment of sediment PAHs in Lake Calumet，Chicago ［J］．Environmental Science ＆ Technology，2003，37(13):2 958-2 965．

［33］Xu S S，Liu W X，Tao S．Emission of polycyclic aromatic hydrocarbons in China［J］．Environmental Science ＆ Technology，2006，40(3):702-708．

［34］EPA Positive Matrix Factorization(PMF)3.0Model Fundamentals＆ User Guide［EB/OL］．http://www．epa．gov/heasd/research/pmf．html．

［35］Harrison R M，Smith D J T，Luhana L．Source apportionmentof atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons collected from an urban location in Birmingham，UK ［J］．EnvironmentalScience ＆Technology，1996，30(3):825-832．

［36］Venkataraman C，Lyons J M，F(xiàn)riedlander S K．Size distributions of polycyclic aromatic hydrocarbons and elemental carbon．1 Sampling，measurement methods，and source characterization［J］．Environmental Science＆ Technology，1994，28(4):555-562．