王瑛 王凱 何麗 于斌斌 張強(qiáng)

摘要：用氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀測(cè)定了蘭州市5個(gè)功能區(qū)（工業(yè)區(qū)、交通區(qū)、居住區(qū)、城市公園、農(nóng)田）道路灰塵中16種優(yōu)控多環(huán)芳烴（PAHs）的含量，分析PAHs的組成特征、污染水平和來源，并對(duì)各采樣點(diǎn)道路灰塵中PAHs的人群健康風(fēng)險(xiǎn)及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià).結(jié)果表明，蘭州市各功能區(qū)道路灰塵中∑PAHs、∑7PAHs和∑combPAHs含量排序均為工業(yè)區(qū)＞交通區(qū)＞居住區(qū)＞農(nóng)田＞城市公園＞背景點(diǎn)；蘭州市道路灰塵中PAHs單體平均含量以5環(huán)的苯并（b）熒蒽最高，約2 300 μg·kg-1；蘭州市道路灰塵中的PAHs污染主要來自煤和生物質(zhì)燃燒，同時(shí)伴隨石油燃燒；蘭州市個(gè)別樣點(diǎn)道路灰塵中PAHs對(duì)成人和兒童存在人群健康風(fēng)險(xiǎn)，皮膚接觸是健康風(fēng)險(xiǎn)最主要的暴露途徑，PAHs對(duì)兒童的威脅大于成人；無論基于一類用地Bap濃度篩選值（550 μg·kg-1）還是二類用地Bap濃度篩選值（5 500 μg·kg-1），均只有工業(yè)區(qū)部分樣點(diǎn)道路灰塵中PAHs的Bap總毒性當(dāng)量濃度超標(biāo)，其余各功能區(qū)所有樣點(diǎn)均未超標(biāo).

關(guān)鍵詞：道路灰塵；多環(huán)芳烴；來源分析；風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)；Bap濃度

中圖分類號(hào)：X 820.4;X 513文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A文章編號(hào)：1001-988Ⅹ（2023）04-0118-11

多環(huán)芳烴（PAHs）是指分子中含有兩個(gè)或兩個(gè)以上苯環(huán)以線狀、角狀或簇狀排列的稠環(huán)型化合物，包括150余種化合物［1］.由于多數(shù)PAHs具有很強(qiáng)的“三致”（致癌、致畸、致突變）效應(yīng)［2-3］.美國環(huán)保署于1979年將萘（Nap）、苊烯（Acy）、苊（Ace）、芴（Flu）、菲（Phe）、蒽（Ant）、熒蒽（Fla）、芘（Pyr）、苯并（a）蒽（BaA）、

（Chr）、苯并（b）熒蒽（BbF）、苯并（k）熒蒽（BkF）、苯并（a）芘（BaP）、二苯并（a，h）蒽（DahA）、茚并（1，2，3-cd）芘（IcdP）、苯并（g，h，i）芘（BghiP）共16種PAHs列為優(yōu)先控制的污染物，我國把Nap，F(xiàn)la，BghiP等7種PAHs列入環(huán)境污染的黑名單［2］.PAHs主要由石油、煤炭、木材及其他有機(jī)物不完全燃燒或高溫裂解過程中產(chǎn)生，城市中各種人類活動(dòng)包括化石燃料燃燒、機(jī)動(dòng)車尾氣排放、垃圾焚燒、精煉油、焦炭和瀝青生產(chǎn)等都會(huì)產(chǎn)生大量的PAHs，從而導(dǎo)致其進(jìn)入環(huán)境介質(zhì)，威脅土壤、大氣等生態(tài)安全和人類健康［4-6］.

城市道路灰塵是人類活動(dòng)所產(chǎn)生的顆粒污染物的“匯”和“源”，吸附于道路灰塵中的PAHs能夠在自然揮發(fā)、風(fēng)力搬運(yùn)、汽車尾氣等過程中進(jìn)入大氣，成為大氣環(huán)境的二次污染源.同時(shí)，降雨時(shí)城市道路灰塵中的PAHs 被徑流沖刷進(jìn)入水體，影響城市水體質(zhì)量并且成為城市下游水體的重要污染源［2］，例如，研究表明有的城市水體中高達(dá)36%的PAHs來自城市地表徑流［7］.此外，城市灰塵中的PAHs不僅對(duì)大氣和水環(huán)境產(chǎn)生強(qiáng)烈影響，還會(huì)導(dǎo)致暴露人群的癌癥風(fēng)險(xiǎn)顯著提高［8］.因此，關(guān)注城市灰塵中PAHs的污染、來源、風(fēng)險(xiǎn)研究不論對(duì)城市有機(jī)污染物的源頭治理，還是對(duì)相關(guān)環(huán)境措施的制定顯得意義重大.

蘭州是我國黃河上游重要的工業(yè)城市，其具有干旱、半干旱的氣候及特殊的山谷地貌特征，不利于污染物擴(kuò)散，使蘭州曾是我國大氣污染較嚴(yán)重的城市之一［9］.近年來，蘭州雖然在大氣污染治理方面取得了顯著的成效，但隨著城鎮(zhèn)化進(jìn)程的加快、人口密度的增加、汽車保有量的不斷攀升、土地利用類型的改變以及蘭石化煉油廠、熱電廠、炭素廠等大量重化工企業(yè)的存在，為蘭州市的PAHs污染提供了新的來源，增加了居民的健康暴露風(fēng)險(xiǎn)［10-13］.因此，本研究以蘭州市作為研究區(qū)域，在主城區(qū)范圍內(nèi)選擇不同城市功能區(qū)（包括工業(yè)區(qū)、交通區(qū)、居住區(qū)、城市公園和農(nóng)田），對(duì)各功能區(qū)道路灰塵中PAHs的分布特征進(jìn)行分析，解析了蘭州市PAHs的主要來源，進(jìn)而對(duì)PAHs的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和健康風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià)，旨在為蘭州市PAHs污染的有效防治提供數(shù)據(jù)支撐.

1 材料與方法

1.1 樣品采集

在蘭州市主城區(qū)范圍內(nèi)均勻布設(shè)樣點(diǎn)，覆蓋不同城市功能區(qū)（含工業(yè)區(qū)、交通區(qū)、居住區(qū)、城市公園和農(nóng)田），于2022年3月采集30個(gè)道路灰塵樣品.工業(yè)區(qū)樣點(diǎn)選在蘭石化煉油廠、西固電廠、范坪電廠、第二熱電廠、豐泉垃圾發(fā)電廠、方大炭素廠、榆鋼冶煉廠共7個(gè)典型的以石油冶煉和燃燒工藝為主的工業(yè)源周邊道路；交通區(qū)樣點(diǎn)選取車流量較大的南、北濱河路和南環(huán)路；居住區(qū)樣點(diǎn)選在人口集中的格林小鎮(zhèn)、安寧庭院、天慶國際新城和蘭石化家屬院中道路；城市公園樣點(diǎn)選在安寧區(qū)、城關(guān)區(qū)和西固區(qū)的蘭州植物園、雁灘公園、金城公園中道路；農(nóng)田樣點(diǎn)位于西固區(qū)和七里河區(qū)周邊的農(nóng)田旁道路.選取自然植被覆蓋較好，人為污染物排放較少的官灘溝景區(qū)道路為背景點(diǎn).具體采樣點(diǎn)分布見圖1.由于歷史原因和生產(chǎn)工藝等結(jié)構(gòu)性污染，工業(yè)區(qū)對(duì)周邊生態(tài)環(huán)境影響較大，因此作為重點(diǎn)研究區(qū)域.

每個(gè)灰塵采樣點(diǎn)選取前，首先劃定沿不透水路面的路緣石2 m～6 m×0.5 m的采樣區(qū)域，如果道路灰塵明顯較多則沿路緣2～3 m即可，然后在劃定區(qū)域內(nèi)用事先準(zhǔn)備好的干凈的毛刷來回反復(fù)仔細(xì)清掃3次，然后用鏟子截取裝入寫好標(biāo)簽的棕色玻璃瓶，每個(gè)采樣點(diǎn)收集灰塵的量不少于300 g，記錄采樣面積，用手持GPS記錄每個(gè)采樣點(diǎn)的地理位置.將樣品帶回實(shí)驗(yàn)室于4℃以下冷藏保存，在樣品有效期內(nèi)提取分析.采樣前2周及采樣期均為晴朗天氣.

1.2 樣品分析

1.2.1 材料與儀器

丙酮、正己烷、二氯甲烷為農(nóng)殘級(jí)（美國默克）；硅藻土（賽默飛世爾）、銅粉和無水硫酸鈉（天津光復(fù)）為優(yōu)級(jí)純，使用前于400 ℃灼燒4 h；固相萃取填料為1 000 mg硅酸鎂，體積為6 mL；氦氣和氮?dú)饧兌?9.999%以上；16種EPA優(yōu)控的PAHs標(biāo)準(zhǔn)溶液（Reagecon，200 mg·L-1）；內(nèi)標(biāo)溶液（Reagecon，2 000 mg·L-1），包括萘-d8、苊烯-d10、菲-d10、-d12和苝-d12.

賽默飛世爾ASE350快速溶劑萃取儀，ATR AutoVap S8氮吹儀，EL電子天平，德國Supelco固相萃取儀，Milli-Q超純水處理系統(tǒng)，Agilent7890A-5975C氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀.

1.2.2 樣品的提取和凈化

將所采道路灰塵樣品除去異物，充分混勻.稱取20 g新鮮樣品加入粒狀硅藻土拌勻，轉(zhuǎn)移至34 mL萃取池中，用ASE350加壓流體快速溶劑萃取儀萃取.以1∶1的正己烷丙酮混合溶劑為提取液，萃取條件為：溫度100 ℃，壓力1 500 Pa，靜態(tài)萃取5 min，淋洗體積為60%萃取池體積，氮?dú)獯祾邥r(shí)間100 s，循環(huán)萃取2次，收集萃取液，經(jīng)無水硫酸鈉脫水，氮吹濃縮至約2 mL待凈化.空白樣品用石英砂代替進(jìn)行提取.用硅酸鎂固相萃取柱凈化提取液后濃縮定容至1 mL，加入內(nèi)標(biāo)溶液用GC-MS分析.

1.2.3 樣品測(cè)定

分析條件：色譜柱HP-5MS，30 m×0.25 mm i.d.×0.25 μm df（J&W Co，USA）；載氣：高純氮?dú)?，流?.2 mL·min-1；進(jìn)樣口溫度：280 ℃；恒流分流進(jìn)樣1 μL，分流比：5∶1；氣相色譜-質(zhì)譜接口溫度：280 ℃；柱溫由70 ℃程序升溫至290 ℃，EI離子源，70 eV，離子源溫度230 ℃，四級(jí)桿溫度150 ℃；以選擇離子檢測(cè)方式定量.

1.2.4 質(zhì)量控制

實(shí)驗(yàn)過程采用標(biāo)準(zhǔn)方法《土壤和沉積物 多環(huán)芳烴的測(cè)定 氣相色譜-質(zhì)譜法》（HJ 805-2016）中的質(zhì)量控制方法.樣品分析前用十氟三苯基膦檢查質(zhì)譜性能，每分析20個(gè)樣品更換進(jìn)樣口襯管.本次實(shí)驗(yàn)各PAHs單體的標(biāo)準(zhǔn)曲線回歸方程的R2都在0.999以上，加標(biāo)回收率在59%～103%，均值為91.6%，方法檢出限在0.25～1.60 μg·kg-1之間，平行樣標(biāo)準(zhǔn)偏差均小于15%.

1.4.3 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法

生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)是指在生態(tài)環(huán)境受一個(gè)或多個(gè)脅迫因素（不確定性的災(zāi)害、事故及人類行為等）影響后對(duì)導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)健康及安全受到危害的可能性進(jìn)行的評(píng)價(jià).生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的方法有風(fēng)險(xiǎn)商值法、毒性當(dāng)量法、內(nèi)梅羅指數(shù)法及效應(yīng)區(qū)間低值法和效應(yīng)區(qū)間中值法等［20］.文中采用毒性當(dāng)量法對(duì)蘭州市道路灰塵中PAHs的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià).即以前文所述樣品中PAHs相對(duì)于BaP的總毒性當(dāng)量濃度（CTTE），通過Bap風(fēng)險(xiǎn)來表征評(píng)估道路灰塵中PAHs含量的總生態(tài)風(fēng)險(xiǎn).

由于本研究范圍內(nèi)土地利用現(xiàn)狀特征是以工業(yè)用地（二類）為主，但存在居住用地與耕地（一類）分布在工業(yè)用地周邊，因此本次的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)參照國家《土壤環(huán)境質(zhì)量建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 36600-2018）中的一類用地和二類用地標(biāo)準(zhǔn).

2 結(jié)果與討論

2.1 各功能區(qū)道路灰塵中PAHs的含量特征

2.1.1 PAHs總體分布特征

整體上，蘭州市道路灰塵中均存在16種PAHs.表1統(tǒng)計(jì)出了蘭州市及各功能區(qū)道路灰塵中16種PAHs的總量（∑PAHs）、7種致癌性PAHs的總量（∑7PAHs）和9種特定燃燒化合物（包括Fla，Pyr，BaA，Chr，BbF，BkF，BaP，IcdP，BghiP）的總量（∑combPAHs）.蘭州市總體∑PAHs均值為10 861.5 μg·kg-1，范圍為170.13～220 047.31 μg·kg-1，這與上海市夏季道路灰塵中多環(huán)芳烴的濃度（10 400 μg·kg-1）相當(dāng)，是上海市冬季道路灰塵中多環(huán)芳烴濃度（23 700 μg·kg-1）的0.46倍［21］；低于西安市地表灰塵中PAHs平均濃度值（13 845.82 μg·kg-1）［22］；是蕪湖市地表灰塵中PAHs平均濃度（5 200 μg·kg-1）［23］的2.1倍；是合肥市地表灰塵中PAHs平均濃度（2 980 μg·kg-1）的3.6倍［23］；是越南廣寧省下龍市（399 μg·kg-1）和錦普市（780 μg·kg-1）的27.2倍和13.9倍［24］;是緬甸城區(qū)（630 μg·kg-1）和臺(tái)灣（2 400 μg·kg-1）的17.2倍和4.5倍［25］.總體來看，蘭州市道路灰塵中PAHs含量處于相對(duì)較高的水平.

蘭州市各功能區(qū)道路灰塵中多環(huán)芳烴總量（∑PAHs）存在較大差異.背景點(diǎn)道路灰塵中∑PAHs含量為310.47 μg·kg-1.工業(yè)區(qū)道路灰塵中∑PAHs的含量范圍在170.13～220 047.31 μg·kg-1之間，均值為20 322.72 μg·kg-1，是背景點(diǎn)∑PAHs含量的65倍.交通區(qū)道路灰塵中∑PAHs范圍在652.5～6 934.96 μg·kg-1之間，均值為2 225.64 μg·kg-1，是背景點(diǎn)的7倍.居住區(qū)道路灰塵中∑PAHs范圍在498.75～3 606.96 μg·kg-1之間，均值為1 555 μg·kg-1，是背景點(diǎn)的5倍.城市公園道路灰塵中∑PAHs范圍在353.88～635.09 μg·kg-1之間，均值為513.11 μg·kg-1，是背景點(diǎn)的2倍.農(nóng)田道路灰塵中∑PAHs范圍在750.47～1 055.64 μg·kg-1之間，均值為903.06 μg·kg-1，是背景點(diǎn)的3倍.總體來說，各功能區(qū)道路灰塵中∑PAHs，∑7PAHs和∑combPAHs含量排序均為工業(yè)區(qū)＞交通區(qū)＞居住區(qū)＞農(nóng)田＞城市公園＞背景點(diǎn)（圖2），且工業(yè)區(qū)道路灰塵中∑PAHs、∑7PAHs和∑combPAHs顯著高于其他功能區(qū)，說明工業(yè)區(qū)道路灰塵受工業(yè)污染影響嚴(yán)重.由表1可知，各功能區(qū)∑7PAHs和∑combPAHs占∑PAHs的比重均較高，∑7PAHs占比介于42.9%～66.5%之間，∑combPAHs占比介于72.5%～87.1%之間.

參照Maliszewska［26，27］將土壤PAHs污染劃分為4種水平，即無污染（∑PAHs＜200 μg·kg-1）、輕微污染（200～600 μg·kg-1）、中等污染（600～1 000 μg·kg-1）和嚴(yán)重污染（＞1 000 μg·kg-1）.蘭州市工業(yè)區(qū)、交通區(qū)和居住區(qū)道路灰塵均受到PAHs嚴(yán)重污染，農(nóng)田道路灰塵受PAHs中等污染，城市公園和背景點(diǎn)道路灰塵受PAHs輕微污染.宋寧寧等［2］和黃勇等［28］研究表明，煉油廠的原油加工工藝，包括常減壓、重油催化、延遲焦化、催化重整加熱、減渣、抽提等過程都會(huì)有大量

以高環(huán)為主的PAHs產(chǎn)生.蘭州市工業(yè)區(qū)道路灰塵受PAHs嚴(yán)重污染與煉油廠、炭素廠和煉鋼廠等存在大量的重油催化和提取裝置、延遲焦化裝置、煤干餾和燃燒裝置有密切關(guān)系.在長期的工業(yè)活動(dòng)中，特別是炭素廠和煉油廠的焦化工藝及石油揮發(fā)，煉鋼廠的煤干餾和燃燒工藝，會(huì)導(dǎo)致大量攜帶PAHs的粉塵被釋放到大氣中，經(jīng)過大氣干濕沉降最終降落在周邊區(qū)域，造成廠區(qū)及周邊土壤和道路灰塵PAHs污染.

交通區(qū)和居住區(qū)道路灰塵受PAHs嚴(yán)重污染的原因一方面可能是受工業(yè)污染影響，另一方面是由于蘭州市汽車保有量逐年上升，且蘭州市又是西北的交通樞紐［29］，汽油和柴油的燃燒及輪胎磨損等產(chǎn)生大量的PAHs所致.

2.1.2 PAHs單體分布特征

蘭州市道路灰塵中PAHs單體平均含量（圖3）以5環(huán)的BbF最高，約2 300μg·kg-1，顯著高于其他單體含量；其次為5環(huán)的BkF，BaP，和6環(huán)的IcdP，含量均在1 000～1 500 μg·kg-1之間；3環(huán)的Phe，4環(huán)的Fla、Chr和Pyr及6環(huán)的BghiP含量均在500～1 000 μg·kg-1之間；2環(huán)的Nap，3環(huán)的Acy，Ace，F(xiàn)lu，Ant，4環(huán)的BaA和5環(huán)的DahA含量相對(duì)較低，均低于500 μg·kg-1.各功能區(qū)道路灰塵中單體分布呈相似的規(guī)律.

就各功能區(qū)不同環(huán)數(shù)的PAHs分布（圖4）來看，各功能區(qū)道路灰塵中PAHs均以4環(huán)和5環(huán)的PAHs占比最大，4環(huán)的占比在26.97%～41.15%之間，5環(huán)的占比在24.82%～43.91%之間.3環(huán)占比在11.15%～22.51%之間，6環(huán)PAHs占比在5.42%～17.07%之間，

2環(huán)PAHs占比最小，均小于8%.

蘭州市總體各環(huán)PAHs平均占比大小排序?yàn)?環(huán)（40.63%）＞5環(huán)（27.11%）＞3環(huán)（19.78%）＞6環(huán)（7.22%）＞2環(huán)（5.26%）.研究表明，當(dāng)?shù)貐^(qū)出現(xiàn)4環(huán)和5環(huán)PAHs占優(yōu)勢(shì)時(shí)，說明該地區(qū)的PAHs主要來自燃燒源，與該地區(qū)生活方式有關(guān)，冬季長時(shí)間供暖、農(nóng)田秸稈燃燒等帶來的PAHs積累于環(huán)境中，短時(shí)間難以完全降解［30］.由此可見，蘭州市各功能區(qū)道路灰塵中PAHs主要來自燃燒源.另有研究表明，當(dāng)?shù)铜h(huán)（2環(huán)，3環(huán)）和高環(huán)（4環(huán)，5環(huán)和6環(huán)）的比值小于1時(shí)，PAHs主要來源于化石燃料的不完全燃燒，而當(dāng)?shù)铜h(huán)與高環(huán)的比值大于1時(shí)，PAHs主要來源于熱解或石油類泄露［17］.圖4顯示，本研究各功能區(qū)16種PAHs中高分子量（4-6環(huán)）PAHs占的比重均較大，所有功能區(qū)的低環(huán)與高環(huán)比值均明顯小于1，且各功能區(qū)組成規(guī)律相似.上述分析表明，蘭州市各功能區(qū)PAHs均主要來自于化石燃料燃燒和生物質(zhì)燃燒.

2.2 不同功能區(qū)道路灰塵中PAHs來源分析

2.2.1 特征化合物比值法

目前常用的定性源解析方法是PAHs特征化合物比值法（表2），可用于鑒別石油源和燃燒源.Yunker等［31］研究表明，F(xiàn)la，Pyr，IcdP，BghiP在環(huán)境中降解速率相對(duì)較慢，特征比值的變化幅度不大，能較好地保存原始信息，是比較理想的源判別特征化合物.由表2可知，當(dāng)Fla/（Fla+Pyr）＜0.4，IcdP/（IcdP+BghiP）＜0.2，BaA/（BaA+Chr）＜0.2以及BaP/BghiP＜0.9時(shí)，主要來源為石油源；當(dāng)Fla/（Fla+Pyr）＞0.5，IcdP/（IcdP+BghiP）＞0.5，BaA/（BaA+Chr）＞0.35及BaP/BghiP＞0.9時(shí)，主要來源為煤、草、木材等生物質(zhì)燃燒源；當(dāng)0.4＜Fla/（Fla+Pyr）＜0.5，0.2＜IcdP/（IcdP+BghiP）＜0.5，BaA/（BaA+Chr）>0.35時(shí)，代表來源為石油產(chǎn)品的不完全燃燒［2］.本研究同樣根據(jù)PAHs特征化合物比值法的判定標(biāo)準(zhǔn)，選用BaA/（BaA+Chr），F(xiàn)la/（Fla+Pyr），IcdP/（IcdP+BghiP）和BaP/BghiP對(duì)蘭州市不同功能區(qū)道路灰塵中PAHs的來源進(jìn)行分析.

表3和圖5為蘭州市道路灰塵中PAHs特征化合物比值，可以看出蘭州市道路灰塵中BaP/BghiP的范圍為0.89～5.70，均值為1.70，絕大多數(shù)大于0.9，可以推斷PAHs主要來源于生物質(zhì)燃燒；IcdP/（IcdP+BghiP）的范圍為032～0.70，均值為0.54，大多數(shù)大于0.5，說明蘭州市道路灰塵中PAHs主要來自煤和生物質(zhì)燃燒，部分來自汽車尾氣；Fla/（Fla+Pyr）的范圍為0.39～0.64，均值為0.56，大多數(shù)大于0.5，少數(shù)點(diǎn)位介于0.4與0.5之間，同樣說明PAHs主要來自煤和生物質(zhì)燃燒，部分來自石油燃燒；BaA/（BaA+Chr）的范圍為0.14～0.56，均值為0.42，絕大多數(shù)大于0.35，表明道路灰塵中PAHs主要來自燃燒混合源.綜上所述，可以初步判定蘭州市道路灰塵中的PAHs主要來自燃燒源，以煤和生物質(zhì)燃燒為主，同時(shí)伴隨著石油燃燒源.這與管賢賢等的研究結(jié)果一致［29］.

2.2.2 PMF法

PMF運(yùn)行結(jié)果（圖6）顯示，因子1的特征污染物是Flu（43.3%），Phe（52.6%），Ant（34.8%），F(xiàn)la（58.8%），Pyr（53.0%），BaA（64.0%），CHr（64.4%），BbF（35.9%），BaP（46.4%），DahA（34.0%），IcdP（31.6%）和BghiP（39.4%）.Yunker等［31］發(fā)現(xiàn)鋼鐵行業(yè)的生產(chǎn)過程中會(huì)排放較多的Ant，IcdP和DahA.煤和生物質(zhì)燃燒都會(huì)排放大量的Phe，Ant和Chr［32］，Ant，Phe，F(xiàn)la，Pyr，BaA的主要來源是煤炭燃燒［33，34］.Flu代表了焦炭燃燒源［35］.蘭州市大量燃煤電廠、煉鋼廠、碳素廠等都會(huì)使用煤和焦炭作為燃料，且煤炭也是蘭州市部分家庭取暖、商業(yè)街燒烤攤等的燃料之一.因此可以判定因子1為煤和生物質(zhì)混合燃燒源，貢獻(xiàn)45.4%.因子4貢獻(xiàn)了大部分的Acy（54.2%），Acy是木材燃燒的指示物［36］，可以判定因子4主要為木材燃燒源，貢獻(xiàn)19.7%.因子4還貢獻(xiàn)了部分BaP（33.5%），DahA（37.4%），IcdP（38.3%）和BghiP（33.7%）.因此，因子4和因子1可以合并為煤和生物質(zhì)的混合燃燒源，總貢獻(xiàn)為65.1%.

因子2的特征污染物為Nap，Ace，F(xiàn)lu.Larsen等［37］研究發(fā)現(xiàn)，煤焦油、木榴油和石油的揮發(fā)往往會(huì)產(chǎn)生大量低環(huán)的PAHs，其中Nap是特征污染物.Biache等［38］認(rèn)為Nap主要在未經(jīng)燃燒的石油原油和相關(guān)產(chǎn)品中含量豐富.因此可認(rèn)定因子2為石油揮發(fā)源，貢獻(xiàn)13.7%.這與蘭州市存在大量的石油化工裝置有關(guān).

因子3的特征污染物是BkF（75.4%）和BbF（36.4%），Chr，BbF和BkF與重油的燃燒密切相關(guān)［39-40］，工業(yè)鍋爐和鐵路運(yùn)輸業(yè)常用重油作為燃料，也會(huì)排放大量BbF和BkF［41］.Fang等［42］同樣認(rèn)為BkF是交通源的特征因子.蘭州是西北重要的交通樞紐，大量的鐵路運(yùn)輸、工業(yè)鍋爐會(huì)消耗大量的重油.因此，因子3可被認(rèn)定為以交通運(yùn)輸為主的重油燃燒源，貢獻(xiàn)21.3%.

綜上所述，蘭州市道路灰塵中PAHs主要來源為煤和生物質(zhì)混合燃燒源，工業(yè)和交通運(yùn)輸源、石油泄露源，貢獻(xiàn)率分別為65.1%，21.3%和13.7%.

2.3 道路灰塵中PAHs的人群健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

表4和圖7為蘭州市成人和兒童對(duì)道路灰塵中PAHs在3中暴露途徑下的RILC和RC.結(jié)果顯示，成人在工業(yè)區(qū)D12號(hào)點(diǎn)位的RC值大于10-4，存在健康風(fēng)險(xiǎn)；工業(yè)區(qū)D1，D2，D3，D4，D5，D6，D7，D8，D10，D11，D13，D14，D15，交通區(qū)D16，D17，D18，D20，居住區(qū)D22，D23和農(nóng)田D28號(hào)點(diǎn)位的RC值均介于10-4和10-6之間，有潛在健康風(fēng)險(xiǎn)；其余點(diǎn)位的RC均小于10-6，不存在健康風(fēng)險(xiǎn).對(duì)于兒童，工業(yè)區(qū)D12號(hào)點(diǎn)位同樣存在健康風(fēng)險(xiǎn)；其余點(diǎn)位除工業(yè)區(qū)的D9，居住區(qū)的D21，城市公園的D27和背景點(diǎn)的D30外，均具有潛在健康風(fēng)險(xiǎn).3種暴露途徑下，皮膚接觸是最主要的PAHs暴露途徑，成人和兒童的RILC皮膚接觸值分別占RC的64%和81%；其次是經(jīng)口誤食，成人和兒童的RILC經(jīng)口誤食分別占RC的36%和19%；呼吸吸入途徑的RILC占比最小，成人和兒童均不足0.01%，可忽略不計(jì).

總體來看，蘭州市個(gè)別點(diǎn)位道路灰塵中PAHs存在人群健康風(fēng)險(xiǎn)，市民活動(dòng)時(shí)需提高警惕；大多數(shù)點(diǎn)位道路灰塵中PAHs對(duì)成人和兒童有潛在健康風(fēng)險(xiǎn)，且對(duì)兒童的威脅大于成人.因此，提醒市民在戶外活動(dòng)時(shí)需看管好自家的孩子，以防誤食或皮膚接觸道路灰塵.

2.4 道路灰塵中多環(huán)芳烴生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

表5為根據(jù)公式（2）計(jì)算得到的蘭州市30個(gè)點(diǎn)位道路灰塵中PAHs的CTTE及分級(jí)評(píng)價(jià)結(jié)果.基于一類用地Bap濃度篩選值（550 μg·kg-1），工業(yè)區(qū)D8，D10，D11，D12，D13，D17號(hào)點(diǎn)位均超標(biāo)，其中D12號(hào)點(diǎn)位超標(biāo)最嚴(yán)重，超69.5倍，存在較

大生態(tài)風(fēng)險(xiǎn).D8，D10，D11，D13，D17號(hào)點(diǎn)位分別

超標(biāo)1.9倍，0.7倍，4.7倍，1.2倍和1.3倍，存在較小生態(tài)風(fēng)險(xiǎn).基于二類用地Bap濃度篩選值（5 500 μg·kg-1），只有D12號(hào)點(diǎn)位超標(biāo)11.6倍，存在較大生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，其余點(diǎn)位均安全.

3 結(jié)論

1）蘭州市各功能區(qū)道路灰塵中∑PAHs，∑7PAHs和∑combPAHs含量排序均為工業(yè)區(qū)＞交通區(qū)＞居住區(qū)＞農(nóng)田＞城市公園＞背景點(diǎn)，且工業(yè)區(qū)道路灰塵中∑PAHs，∑7PAHs和∑combPAHs顯著高于其他功能區(qū)，工業(yè)區(qū)、交通區(qū)和居住區(qū)道路灰塵均受到了PAHs嚴(yán)重污染，農(nóng)田道路灰塵受PAHs中等污染，城市公園和背景點(diǎn)道路灰塵受PAHs輕微污染.

2）蘭州市道路灰塵中PAHs單體平均含量以5環(huán)的苯并（b）熒蒽最高，顯著高于其他單體含量；就各環(huán)PAHs占比而言，4環(huán)和5環(huán)的PAHs占比最大，且各功能區(qū)呈相似的規(guī)律.

3）蘭州市道路灰塵中的PAHs污染主要來自煤和生物質(zhì)燃燒，同時(shí)伴隨著石油燃燒.

4）蘭州市個(gè)別點(diǎn)位道路灰塵中PAHs對(duì)成人和兒童存在健康風(fēng)險(xiǎn)，皮膚接觸是最主要的暴露途徑.市民活動(dòng)時(shí)需提高警惕；大多數(shù)點(diǎn)位道路灰塵中PAHs對(duì)成人和兒童有潛在健康風(fēng)險(xiǎn)，且對(duì)兒童的威脅大于成人.

5）基于一類用地Bap濃度篩選值，位于工業(yè)區(qū)的D8，D10，D11，D12，D13，D17號(hào)點(diǎn)位道路灰塵中PAHs存在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，其中D12號(hào)點(diǎn)位生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較大.基于二類用地Bap濃度篩選值，只有D12號(hào)點(diǎn)位道路灰塵中PAHs存在較大生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，其余點(diǎn)位均安全.

參考文獻(xiàn)：

［1］ MENZIE? C? A，POTOCKI? B? B，SANTODONATO J.Exposure to carci-nogenic PAHs in the environment［J］.Environmental Science and Technology，1992，26（7）：1278.

［2］ 宋寧寧，馮嘉申，于洋，等.大慶市不同環(huán)境介質(zhì)中多環(huán)芳烴污染特征對(duì)比及來源解析［J］.環(huán)境科學(xué)，2017，38（12）：5272.

［3］ 李大雁.交通道路沿線農(nóng)田土壤多環(huán)芳烴的分布特征和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)研究［D］.上海：華東理大學(xué)，2018.

［4］ 楊基峰，劉鋒，鄭麗英，等.柳葉湖水域沉積物中PAHs污染特征與潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)［J］.環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2022，45（2）：75.

［5］ YANG W，CAO Z M，LANG Y H.Pollution status of polycyclic aromatic hydrocarbons（PAHs） in northeastern China：a review and metanalysis［J］.Environmental Processes，2021，8（2）：429.

［6］ HARITASH A K，KAUSHIK C P.Biodegradation aspects of poly-cyclic aromatic hydrocarbons（PAHs）：a review［J］.Journal of Hazardous Materials，2009，169（1-3）：1.

［7］ HOFFMAN E J，MILLS G L，LATIMER J S，et al.Urban runoff as a source of polycyclic aromatic hydrocarbons to coastal waters［J］.Environmental Science & Technology，1984，18（8）：580.

［8］ ZHAO H，YIN C，CHEN M，et al.Size distribution and diffuse pollution impacts of PAHs in street dust in urban streams in the Yangtze River Delta［J］.Journal of Environmental Sciences，2009，21（2）：162.

［9］ 陳雪.2013—2019年蘭州市城市環(huán)境空氣質(zhì)量變化趨勢(shì)研究［D］.蘭州：蘭州大學(xué)，2021.

［10］ 陳瑞，李擁軍，楊海霞，等.2018年蘭州社區(qū)大氣細(xì)顆粒物中多環(huán)芳烴的污染特征及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)［J］.衛(wèi)生研究，2019，48（6）：957.

［11］ 林根滿，吳健，王敏，等.石化工業(yè)區(qū)周邊土壤中多環(huán)芳烴的組成及分布特征分析［J］.環(huán)境污染與防治，2015，37（8）：39.

［12］ 蔣煜峰，胡雪菲，王蓓蕾，等.蘭州市西固區(qū)土壤中 PAHs污染特征及來源解析［J］.環(huán)境科學(xué)研究，2014，27（10）：1164.

［13］ 李英紅，饒志國，譚吉華，等.蘭州大氣細(xì)顆粒物中多環(huán)芳烴污染特征及來源分析［J］.環(huán)境科學(xué)，2016，37（7）：2428.

［14］ 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.

［15］ T/CSES 40-2021.多環(huán)芳烴環(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)規(guī)范［S］.北京：中國環(huán)境科學(xué)學(xué)會(huì)，2021.

［16］ HJ 25.3-2019.建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)導(dǎo)則［S］.北京：生態(tài)環(huán)境部，2019.

［17］ 吳義國，方冰芯，李玉成，等.杭埠-豐樂河表層沉積物中多環(huán)芳烴的污染特征、來源分析及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)［J］.環(huán)境化學(xué)，2017，36（2）：420.

［18］ 陳軼楠，馬建華，段海靜，等.河南某市駕校地表灰塵多環(huán)芳烴組成、來源與健康風(fēng)險(xiǎn)［J］.環(huán)境科學(xué)，2017，38（2）：711.

［19］ 徐振鵬，錢雅慧，洪秀萍，等.淮北孫疃礦區(qū)地表塵中多環(huán)芳烴類化合物的污染特征及致癌風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)［J］.環(huán)境科學(xué)，2023，45（2）：58.

［20］ 郭欣，姚蘋，張韜，等.成都典型工業(yè)園區(qū)土壤多環(huán)芳烴污染源識(shí)別及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)［J］.環(huán)境工程，2019，37（增刊）：950.

［21］ 李紅，沈鑫豪，王玉潔，等.道路灰塵中多環(huán)芳烴的污染特征、來源解析及其健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估［J］.上海大學(xué)學(xué)報(bào)，2017，23（1）：101.

［22］ 王麗.西安市地表灰塵和表層土壤中PAHs污染研究［D］.西安：陜西師范大學(xué)，2017.

［23］ 張莉莉，沙雪琴，張振加，等.皖江城市帶３個(gè)典型城市地表灰塵中多環(huán)芳烴的分布特征、來源和健康風(fēng)險(xiǎn)［J］.環(huán)境污染與防治，2022，44（5）：649.

［24］ NGUYEN T N，TRUONG T K，PHAN T L A，et al.Polycyclic aromatic hydrocarbons（PAHs） in road dust collected from Quang Ninh：contamination levels and potential sources［J］.Natural Siences and Technology，2021，37（1）：19.

［25］ MON E E，PHAY N，TETSURO A，et al.Polycyclic aromatic hydrocarbons（PAHs） in road dust collected from Myanmar，Japan，Taiwan，and Vietnam［J/OL］.Archives of Environmental Contamination and Toxicology，2019.https：//doi.org/10.1007/s00244-019-00693-y.

［26］ BARBARA M K.Polycyclic aromatic hydrocarbons in agricultural soils in Poland：preliminary proposals for criteria to evaluate the level of soil contamination［J］.Applied Geochemistry，1996，11（1）：121.

［27］ ZHANG J M，YANG L X，F(xiàn)RDRIC L，et al.PM2.5-bound polycclic aromatic hydtrcarbons（PAHs） and nitrated PAHs（NPAHs） in rural and suburban areas in Shandong and Henan Provinces during the 2016 Chinese New Years holiday［J］.Environmental Pollution，2019，1（250）：782.

［28］ 黃勇，王安婷，袁國禮，等.北京市表層土壤中 PAHs 含量特征及來源分析［J］.巖礦測(cè)試，2022，41（1）：54.

［29］ 管賢賢，周小平，雷春妮，等.基于GIS及APCS-MLR模型的蘭州市主城區(qū)土壤PAHs來源解析［J］.環(huán)境科學(xué)，2021，42（8）：3904.

［30］ 周燕，盧新衛(wèi).西安市公園土壤多環(huán)芳烴污染特征、來源及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)［J］.環(huán)境科學(xué)，2017，38（11）：4800.

［31］ 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.

［32］ 夏子書，王玉玉，鐘艷霞，等.基于GIS和PMF模型的石嘴山市土壤多環(huán)芳烴空間分布及來源解析［J］.環(huán)境科學(xué)，2020，41（12）：5656.

［33］ LARSEN R K，BAKER J E.Source apportionment of polycyclic aromatic hydrocarbons in the urban atmosphere：a comparison of three methods［J］.Environmental Science & Technology，2003，37（9）：1873.

［34］ TIAN F，CHEN J，QIAO X，et al.Sources and seasonal variation of atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons in Dalian，China：factor analysis with non-negative constraints combined with local source fingerprints［J］.Atmospheric Environment，2009，43（17）：2747.

［35］ GUO H，LEE S C，HO K F，et al.Particle-associated polycyclic aromatic hydrocarbons in urban air of Hong Kong［J］.Atmospheric Environment，2003，37（38）：5307．

［36］ VUONG Q T，KIM S J，NGUYEN T，et al.Passive air sampling of halogenated polycyclic aromatic hydrocarbons in the largest industrial city in Korea：Spatial distributions and source identification［J］.Journal of Hazardous Materials，2020，382：121238.

［37］ LARSEN R K，BAKER J E.Source apportionment of polycyclic aromatic hydrocarbons in the urban atmosphere：a comparison of three methods［J］.Environmental Science&Technology，2003，37（9）：1873.

［38］ BIACHE C，MANSUY-HUAULT L，F(xiàn)AURE P.Impact of oxidation and biodegradation on the most commonly used polycyclic aromatic hydrocarbon（PAH） diagnostic ratios：implications for the source identifications［J］.Journal of Hazardous Materials，2014，267：31.

［39］ CALLN M S，ITURMENDI A，LPEZ J M，et al.Source apportionment of the carcinogenic potential of polycyclic aromatic hydrocarbons（PAH） associated to airborne PM10 by a PMF model［J］.Environmental Science and Pollution Research，2014，21（3）：2064.

［40］ LEE J H，GIGLIOTTI C L，OFFENBERG J H，et al.Sources of polycyclic aromatic hydrocarbons to the Hudson River airshed［J］.Atmospheric Environment，2004，38（35）：5971.

［41］ 劉炎坤，汪青，劉敏，等.上海市大氣沉降物中多環(huán)芳烴賦存特征及其來源［J］.中國環(huán)境科學(xué)，2015，35（9）：2605.

［42］ FANG B，ZHANG L，ZENG H，et al.PM 2.5-bound polycyclic aromatic hydrocarbons：sources and health risk during non-heating and heating periods（Tangshan， China）［J］.Environmental Research and Public Health，2020，17：483.

（責(zé)任編輯 陸泉芳）