南京市区郊区大气PM10、PM2.1中PAHs的分布特征及影响因素

李 皓,樊曙先,3*,张 悦,康博识,孙 玉(1.南京信息工程大学,大气环境与装备技术协同创新中心,江苏 南京 100；.南京信息工程大学大气物理学院,江苏 南京 100；3.南京信息工程大学,中国气象局气溶胶与云降水重点开放实验室,江苏 南京 100；.扬州市邗江区气象局,江苏 扬州 5009)

南京市区郊区大气PM10、PM2.1中PAHs的分布特征及影响因素

李 皓1,2,樊曙先1,2,3*,张 悦2,康博识2,孙 玉4(1.南京信息工程大学,大气环境与装备技术协同创新中心,江苏 南京 210044；2.南京信息工程大学大气物理学院,江苏 南京 210044；3.南京信息工程大学,中国气象局气溶胶与云降水重点开放实验室,江苏 南京 210044；4.扬州市邗江区气象局,江苏 扬州 225009)

2009年11月～2010年7月,同步采集了南京市区郊区大气PM10、PM2.1样品,利用气相色谱-质谱联用仪(GC-MS)对其中16种PAHs进行定量分析.结果表明,南京市区、郊区大气 PM10中∑PAHs浓度范围分别为 32.84～245.35ng/m3、21.43～225.72ng/m3.PM2.1中分别为19.11～111.57ng/m3、19.69～125.21ng/m3,市区和郊区PAHs分布差异不大,均呈现冬季＞夏季的季节特征.PM10、PM2.1中PAHs均以4、5、6环为主,占总质量浓度的78.7%～83.1%(PM10)、80.5%～87.1%(PM2.1),冬季4环PAHs的比例明显增加.市区和郊区PAHs浓度昼夜变化趋势不同,即市区白天大于夜间,而郊区夜间大于白天.在所测定的气象条件中,温度、相对湿度和PM10浓度对PAHs影响显著,温度、相对湿度对PAHs的贡献为负,而PM10对PAHs贡献为正,暖季(夏秋)PAHs受到气象条件的影响大于冷季(冬春),O3对5、6环PAHs表现出显著的负贡献.利用后向轨迹分析发现南京受到本地排放和周边地区污染源的影响,来自南京东南和西南方向的短距离输送气团对 PAHs浓度上升影响较大.

PAHs；PM10；PM2.1；季节变化；昼夜变化；气象因素

PAHs是一类广泛存在于空气中的持久性有机污染物,部分PAHs具有强致癌、致畸、致突变效应.除少量来自自然源外,大部分PAHs来源于人类活动,如煤、石油等化石燃料的不完全燃烧、垃圾焚烧、汽车尾气排放等[1].PAHs在环境空气中以气相和颗粒相两种形态存在,致癌性PAHs主要吸附在可吸入颗粒物(PM10,空气动力学直径小于 10µm的颗粒物)上,特别是细粒子(PM2.5,空气动力学直径小于 2.5µm 的颗粒物)上

[2],对人体健康危害极大,BaP呼吸暴露是诱发人群肺癌发病的重要因素之一[3].国内外对PAHs的研究一般包括浓度水平、分布特征、来源、与气象条件的关系等[4-5],Zhang等[4]研究发现中国家庭固体燃料消耗是导致 PAHs浓度冬季多夏季少的主要原因,张健等[6]分析了厦门PAHs浓度与气象条件(温度、能见度、风向、风速)的相关关系,得到PAHs浓度与温度呈负相关关系的结论,Lai等[7]发现夏季季风活动有利于大气污染物扩散,使PAHs浓度降低.近年来一些统计学方法被运用到PAHs的分析研究中,如Callén等[8]和Akyüz等[9]运用多元线性回归模型,利用气象条件和PM10浓度较好地模拟出PAHs的浓度.随着近年经济的迅速发展,南京市能源消耗不断攀升,雾霾天气频繁发生[10-11],颗粒物已成为该地区空气中的重要污染物.目前许多学者展开了对南京地区大气颗粒物中 PAHs的浓度分布、来源解析、气象因素影响等的大量研究[12-14],但鲜有人对南京市区和郊区四季、昼夜大气颗粒物中 PAHs的分布特征进行全面的对比分析,也很少有同时考虑污染气体对大气颗粒物中PAHs影响的.

本研究通过对南京市区和郊区 4个季节大气PM10、PM2.1中PAHs的浓度水平、分布特征进行对比分析,探讨气象条件(温度、相对湿度、风向、风速)和O3浓度与PAHs之间的关系,以期为南京地区大气污染治理策略的制定提供理论依据和技术支持.

1 材料与方法

1.1 样品的采集

本研究设有两个采样点,分别位于南京市鼓楼区南京大学知行楼二楼顶(市区点,118.77°E、32.05°N)和浦口区南京信息工程大学中院的中国气象局综合观测培训实习基地(南京)(郊区点,118.7°E、32.2°N,离地10m左右).市区点周围以住宅区、商业区以及交通道路为主,郊区点附近有一大型化工园区,园内包括炼钢厂、热电厂、焦化厂、石化厂等等.采样时间分别为秋季:2009年11月1～6日、11月13～14日,冬季:2010年1月1～10日,春季:2010年4月1～10日,夏季:2010年7月1～10日.两个采样点同步采样,分昼夜进行:08:00～19:00(日间),20:00～7:00(夜间).市郊区各采集分析了样品76个,昼夜各38个.

使用玻璃纤维滤膜(Φ=80mm,孔径为0.22µm)采集样品,采样前将滤膜置于马弗炉中450℃焙烧 4h,干燥平衡24h,称重密封备用.采样仪器为气溶胶粒度分布采样器(FA-3型,辽阳康洁仪器公司产品),分级粒径分别为＜0.43、0.43～0.65、0.65～1.1、1.1～2.1、2.1～3.3、3.3～4.7、4.7～5.8、5.8～9.0、9.0～10µm,空气流速为28.3L/min,由于仪器限制,本研究将2.1µm作为分界粒径,PM2.1称作细粒子.文中PM10指空气动力学直径小于或等于10µm的粒子,PM2.1指空气动力学直径小于或等于2.1µm的粒子.采样结束后,将滤膜对折避光带回,干燥平衡后称重,保存于-20℃环境中待分析.

1.2 样品处理与分析

样品称重采用电子微量天平(MX5型, METTLER TOLEDO公司)最大称量值5.1g,可读性 1µg;PAHs样品分析使用气相色谱—质谱仪(GC-MS,美国Agilent公司,6890/5975B),使用16种优控PAHs混合标准样品(美国SUPELCO公司,色谱纯,1000µg/mL)以及苯并[e]芘(BeP)标样(100µg/mL,Dr.Ehrensorfer公司)作为标样,提取出的17种PAHs名称和缩写如下:萘(Nap,2-rings)、二氢苊(Ace,2-rings)、苊(Acy,2-rings)、芴(Flu,2-rings)、菲(Phe,3-rings)、蒽(Ant,3-rings)、荧蒽(Fla,4-rings)、芘( Pyr,4-rings)、苯并[a]蒽(BaA,4-rings)、(Chr,4-rings)、苯并[b]荧蒽(BbF,5-rings)、苯并[k]荧蒽(BkF,5-rings)、苯并[e]芘(BeP,5-rings)、苯并[a]芘(BaP,5-rings)、二苯并[a,h]蒽(DahA,5-rings)、茚并[1,2,3-cd]芘(IcdP,6-rings)以及苯并[ghi]苝(BghiP,6-rings).由于萘(Nap)在提取过程中易挥发,获取率低,本研究中分析的目标化合物为除去 Nap的 16种PAHs.颗粒物样品预处理方法,PAHs分析方法详见文献[15].

1.3 质量控制与质量保证

本实验采用加标空白、方法空白、基质加标、基质加标平行样和样品平行样等进行质量控制.用指示物回收率来检测样品的制备和分离结果,指示物的平均回收率为:萘-D866.6%,二氢苊-D1086.2%,菲-D1086.3%,-D1277.6%,芘-D12107.1%.目标化合物的定量未经回收率指示物的校正.方法检测限为 0.10pg(Phe)～3.55pg (Bap).

1.4 气象资料及污染气体数据来源

气 象 资 料 来 源 于 网站 (http://english. wunderground.com)和南京信息工程大学的中国气象局综合观测培训实习基地(南京)中的自动气象站,包括温度、相对湿度、风速、风向等.轨迹计算的气象场资料为美国国家海洋和大气管理局(NOAA)的全球同化系统(GDAS)数据,资料网 址 为 :ftp://arlftp.arlhq.noaa.gov/pub/archives/ gdasl/.O3浓度数据是采用瑞典OPSIS AB公司的双光路DOAS AQM系统——AR500在南京市浦口区南京信息工程大学内连续观测得到的,采集过程详见文献[16].

2 结果与讨论

2.1 PAHs浓度的季节分布特征

南京市区大气PM10、PM2.1中PAHs浓度范围分别为32.84～245.35ng/m3、19.11～111.57ng/m3,郊区 PM10、PM2.1中 PAHs浓度范围为 21.43～225.72ng/m3和 19.69～125.21ng/m3,市郊区PAHs浓度差异不大.春、夏、秋、冬采样期间 PAHs的平均浓度为:88.27,59.93,119.05,139.90ng/ m3(PM10)和57.70,33.75,48.34,85.15ng/ m3(PM2.1).作为致癌活性最强的一种PAHs,BaP4个季节的浓度分布为:5.81,4.26,7.68,7.48ng/m3(PM10)和4.34,2.10,3.08,4.88ng/m3(PM2.1)高于我国空气质量标准2.5ng/m3[17].

PAHs浓度分布具有明显的季节特征,如图1所示,PM2.1中PAHs浓度大小顺序为冬季＞春季＞秋季＞夏季,PM10中PAHs浓度大小顺序为冬季＞秋季＞春季＞夏季.市区和郊区 PM2.1和 PM10中PAHs浓度分布的季节特征相似,均呈现出冬季污染重,夏季污染轻的变化特点,这与中国其他地区和城市的研究结果相似[18-19].市区和郊区PM2.1和PM10中PAHs浓度比值(PAHs2.1/PAHs10)的平均值分别为:0.52、0.59,表明PAHs主要分布于细颗粒物中.

图1 南京市区郊区大气PM10、PM2.1中PAHs浓度的季节分布Fig.1 Seasonal variations of PAH concentration in PM2.1and PM10at the urban and suburban areas of Nanjing

与北方城市冬季统一燃煤供暖不同,南京地区没有集中的供暖系统,但冬季会有居民无组织的燃煤或燃烧生物质取暖,导致 PAHs浓度的增加[20].另外,冬季不利于污染物扩散清除的气象条件也是造成 PAHs浓度大的重要因素.夏季排放源相对冬季减少,夏季高温造成更多的 PAHs发生由颗粒相向气相的转化过程进入大气中,强辐射有利于颗粒物上 PAHs的光降解反应[21],导致颗粒相 PAHs的减少,充沛的降水也有利于颗粒相上PAHs的清除[22].

图2 南京市区郊区大气PM10、PM2.1中不同环数PAHs的季节分布Fig.2 Seasonal variations of PAH concentration with different rings in PM2.1and PM10at the urban and suburban areas of Nanjing

将16种PAHs按照环数进行划分,其中2环和3环PAHs易挥发,主要以气相形式存在,4环PAHs属于半挥发性有机物,可以同时以气态和颗粒态形式存在,5～6环PAHs挥发性差,主要吸附于颗粒物表面[23].图2显示了南京市区和郊区大气PM10、PM2.1中不同环数PAHs的季节分布情况.PM10、 PM2.1中2～3环PAHs含量低,4～6环PAHs所占比例大,高环(4～6环)PAHs占PAHs总浓度的比例范围分别为:78.7%～83.1%(PM10)、80.5%～87.1%(PM2.1).4～6环PAHs通常来源于化石燃料高温不完全燃烧[24],表明化石燃料的高温燃烧是南京 PAHs的一个重要来源.不同环数PAHs所占比例存在季节差异.冬季4环PAHs含量最多,占总量的35.0%(PM10)和36.2%(PM2.1),5环其次为 32.5%(PM10)和 34.0%(PM2.1),2、3、6环含量较低.春、夏、秋季则5环PAHs最多,为36.3%～42.4%(PM10)和38.8%～41.8%(PM2.1),4环其次,2、3、6环次之.冬、春季4环PAHs比例大于夏、秋两季.各环数PAHs的季节分布与不同季节PAHs气相/固相的分配比有关,2、3环PAHs主要以气相存在,因此各季节颗粒相上所占比例都少.4环PAHs是半挥发性有机物,温度对它影响较大,冬季气温降低有利于挥发性有机物向颗粒物表面富集[25],所以冬季 4环 PAHs比例增大,5、6环PAHs比例相对减小.

图3 南京市区郊区大气PM10、PM2.1中PAHs组分浓度对比Fig.3 Mass concentrations of PAH species in PM2.1and PM10at the urban and suburban areas of Nanjing

南京市区郊区大气 PM10、PM2.1中∑PAHs浓度和不同环数PAHs浓度的季节分布特征相似,说明市区和郊区的主要排放源基本一致,为了进一步对比分析市区和郊区 PAHs的分布特征,利用分岐系数(CD)进行研究.分岐系数的计算公式如下:

式中:CDjk表示市区和郊区两地 PAHs平均浓度的分岐系数; p表示组分的数量; xij、xik表示组分i在j、k两地的平均浓度,单位为ng/m3.研究表明j、k两地的分岐系数小于0.2时,说明两地受到相同的污染源影响[26].计算市区和郊区大气PM10、PM2.1中PAHs平均浓度的分歧系数,分别0.077、0.16.结果表明市区和郊区大气 PM10、PM2.1中PAHs组分浓度差异和组成差异显著性不高.将PAHs按分子量大小分为低、中、高分子量PAHs,低分子量(LMW)包括Acy、Ace、Flu、Phe、Ant(2、3环),中分子量(MMW)包括Fla、Pyr、BaA、Chr(4环),高分子量(HMW)包括BbF、BkF、BaP、BeP、InP、DaA、BghiP(5、6环).由图3可以看出,PM2.1中,市区和郊区的低分子量PAHs含量相当,而中高分子量PAHs浓度郊区大于市区,特别是Fla、BbF、Chr,这可能是因为郊区细粒子受到机动车尾气特别是重型柴油车排放的影响大于市区[27].PM10中则是市区中高分子量PAHs浓度略大于郊区.

2.2 PAHs浓度的昼夜分布特征

采样期间南京大气PM10中∑PAHs平均浓度分别是市区 103.0ng/m3(白天)和 104.4ng/m3(夜间),郊区 91.3ng/m3(白天)和 107.6ng/m3(夜间),PM2.1中∑PAHs的平均浓度分别为市区56.3ng/m3(白天)和 55.4ng/m3(夜间),郊区51.4ng/m3(白天)和 61.5ng/m3(夜间).市区白天PM10、PM2.1中PAHs浓度大于郊区白天对应值,而郊区夜间PM10、PM2.1中PAHs浓度大于市区夜间对应值.

图 4显示了南京市区和郊区大气颗粒物中16种多环芳烃单体以及∑PAHs质量浓度的昼夜比值(夜/昼).从图中可以看出,市区大气颗粒物中大部分多环芳烃单体浓度白天略高于夜间,PM2.1中表现更明显.其中Acy、Ace、Flu、BkF、BeP的昼夜差异表现明显.南京是人口密集的大城市,人类活动主要集中在白天,日间车流量约为夜间的 2～10倍,虽然日间边界层高度大于夜间,但污染物排放率大于其扩散和稀释速率,致使市区日间颗粒物中 PAHs浓度大于夜间[28].郊区大气颗粒物中PAHs浓度夜间大于白天,仅在PM2.1中部分低分子量 PAHs浓度白天略大于夜间.夜间存在逆温层,不利于污染物扩散的气象条件导致PAHs浓度高于白天,另外,昼夜PAHs排放源的差异也可能是导致这一现象的重要原因.此外,中高分子量PAHs(除DaA外)浓度的夜/昼比值均大于低分子量PAHs的比值,说明中高分子量PAHs表现出更明显的昼夜差异.Phe、DaA 浓度的昼夜分布不同于其他PAHs,市区Phe和DaA浓度均是夜间大于白天,而郊区DaA浓度夜间与白天近似.

图4 南京市区郊区大气PM10、PM2.1中多环芳烃的昼夜浓度比较Fig.4 Diurnal variations of PAHs in PM2.1and PM10at urban and suburban areas of Nanjing

2.3 影响PAHs浓度变化的因素

南京市区和郊区采样期间大气颗粒物载带的PAHs浓度波动较大,在冬季出现高峰值,而在夏季浓度最低.PAHs浓度季节性变化的原因除了排放源的季节性变化外,气象要素起到了重要作用[29],另外空气中的O3与PAHs反应产生的降解作用也不容忽视[30].

南京属于典型的亚热带季风气候,四季分明,冬季寒冷干燥,夏季高温多雨(图5).计算4个季节PAHs浓度的分岐系数,CD春夏、CD夏秋、CD秋冬、CD春冬、CD冬夏分别为:0.36、0.25、0.38、0.19、0.45,其中冬季和夏季 PAHs组成差异最大,冬季与春季、夏季与秋季PAHs组成差异较小,因此将冬春季合并为冷季,夏秋季合并为暖季.由于PM2.1中PAHs浓度的变化趋势与PM10中PAHs浓度趋势相同,下文只探讨PM10中的PAHs浓度.

图5 南京大气PM10、PM2.1中∑PAHs浓度与气象条件、O3浓度逐日分布Fig.5 Diurnal variations of PAHs concentrations,ozone concentration and meteorological parameters

为了分析气象因素和O3对PAHs浓度变化的相关关系,将温度(T)、相对湿度(RH)、风速(WS)、O3浓度、PM10质量浓度作为独立变量,计算它们与PM10中∑PAHs和不同环数PAHs之间的Pearson相关系数,表1中为全年度的气象因素、PM10、O3与PAHs之间的相关关系.结果显示PM10与所有PAHs都显著正相关,冷季的相关系数(0.83～0.87)大于暖季(0.50～0.70);相对湿度在暖季与 PAHs呈显著负相关(-0.61＜r＜-0.54),而在冷季呈显著正相关(0.31＜r＜0.41),但在全年度中与 PAHs呈不显著的负线性相关关系;温度与 PAHs呈负相关关系,暖季通过显著性检验(P＜0.05),而冷季没有通过检验;O3与4、5环PAHs呈显著的负线性相关关系,冷季时相关系数大于暖季.以上结果与Gordana等[31]和Ana等[32]的研究结果相似.温度与 PAHs的负相关关系可能是PAHs的气-固分配造成的,高温有利于PAHs由颗粒相向气相转化.

为了进一步定量探究气象要素、O3对PAHs的贡献,将T、RH、WS、O3浓度、PM10质量浓度作为自变量,PM10中不同种类PAHs(2、3、4、5、6环PAHs和∑PAHs)分别作为因变量,进行多元线性回归分析,分析结果如表 2.多元线性回归模型对原始数据的解释率为51.7%～70%,说明气象条件、PM10和O3浓度的变化是引起PAHs浓度波动的重要因素.暖季多元线性回归模型对原始数据的解释率大于冷季,表明气象要素对PAHs的影响暖季大于冷季.温度对PAHs的影响在暖季和全年度模型中都通过了显著性检验,对各种类PAHs的贡献均为负,其中4、5环PAHs受温度影响大于其他种类的 PAHs;相对湿度仅在暖季通过显著性检验,对PAHs有着负的贡献,表明暖季高温高湿度的环境能造成PAHs浓度的显著减少.PM10在各个时期对各种类PAHs均有显著正贡献,其中4、5环PAHs随PM10增加的幅度较大.O3对各时期的5、6环以及∑PAHs有显著的负贡献,暖季∑PAHs模型中 O3的回归系数最大(βO3=-0.322),表示O3每增加1µg/m3,总的PAHs浓度减少0.32ng/m3.风速在各时期与PAHs均没有显著的线性关系,这可能是因为 PAHs的浓度变化同时与风速、风向相关.

表1 PM10中PAHs与温度(T)、相对湿度(RH)、风速(WS)、PM10、O3之间的Pearson相关系数Table 1 Pearson correlation coefficients between PAHs and PM10, O3and meteorological parameters. Bold numbers indicate significant correlations

续表2

PAHs属于持久性有机化合物,能在大气中进行远距离的输送,因此除了近地层气象条件对PAHs浓度产生影响外,大气气团的流向也起到了重要作用.为了研究外来气团对 PAHs浓度的影响,利用 TrajStat 轨迹分析软件对采样期间每一天的气团进行36h后向轨迹分析.图6是采样期间南京逐日的后向轨迹图,其中括号内的百分数表示该日PAHs浓度占该季节∑PAHs浓度的百分比.从图中可以看出,秋季11月5日和6日PAHs浓度占∑PAHs浓度比例较大,分别为20.6%、21.3%,这两日气团传输距离短风速小,且均来自南京西南方的安徽南部,可能是受到该地区秸秆焚烧排放的影响[32],而11月1日和2日PAHs浓度所占比例较小,为 10%、6.6%,气团来自东北方向,传输途径长风速快.冬季PAHs浓度所占比例较大的为 1月 1日和 9日,分别为14.2%、13.4%,气团来自东南方向且风速较小,而5日起源于西北绕到东北方向经过长距离输送的气团对南京地区起到稀释作用,PAHs所占比例仅为6.9%.春季PAHs浓度的分布较平均,PAHs浓度较大的日子为 4月 2日(13.2%)和 9日(12.3%),2日气团来自东北方向,而9日气团来自东南方向.4月7日PAHs所占比例最小(5.6%),气团来自东北方向的海面.夏季 PAHs所占比例最大的为7月7日(14.8%),气团方向为东南,风速较小,其次为7月6日(13.5%),气团起源于南京东北方向,环形绕到东南方后抵达南京,风速较小.而PAHs浓度最小的为7月2日(7.9%),其次为1日(8.1%),这两日气团均来自南京西南方向的江西地区,输送距离长风速较大.总的来说南京地区大气颗粒物中 PAHs在输送距离短,风速较小的气团影响下浓度较大,而在远距离传输,风速较大的气团影响下浓度较小,说明南京可能受本地排放和周边地区污染源影响较大[33].在来自西南和东南方向安徽、浙江地区的气团影响下PAHs浓度较大(11.0%～21.3%),而东北方向气团对 PAHs的贡献普遍较低,春冬季来自山东地区的气团(1月3日、10日,4月2日)对PAHs浓度贡献略大可能与北方冷季集中燃煤供暖排放有关[34].

图6 南京逐日PAHs浓度百分比及后向轨迹Fig.6 Diurnal air mass trajectories in Nanjing

3 结论

3.1 南京市区和郊区大气PM10、PM2.1中PAHs的浓度范围分别为 21.43～245.35ng/m3、19.11～125.21ng/m3,市郊区PAHs分布差异不大,均呈现冬季浓度高,夏季浓度低的特点.PAHs环数分布以4～6环为主,2、3环浓度较小,冬季4环PAHs浓度最大,其他季节则是5环PAHs浓度最大.

3.2 南京市区与郊区 PAHs浓度的昼夜分布不同.市区 PAHs浓度白天大于夜间而郊区则是夜间大于白天.这种区别主要归因于人类活动以及夜间逆温层的存在.

3.3 分析气象要素、PM10浓度、O3对PAHs的影响作用,南京市区和郊区PM10在冷季(春冬)和暖季(夏秋)对16种PAHs均有显著正贡献.而温度对PAHs为负贡献,对4、5环PAHs影响较大,且在冷季的时候不显著.暖季相对湿度对各种类PAHs都为负的贡献.气象要素对PAHs浓度变化的影响暖季大于冷季.O3对5、6环PAHs有显著负贡献.

3.4 后向轨迹分析表明,南京受本地排放和周边地区污染源影响较大.秋季来自安徽地区的气团以及春冬季来自山东地区的气团有利于∑PAHs浓度的上升.参考文献：

[1] 王 超,刀 谞,张霖琳,等.我国大气背景点颗粒物 PAHs分布特征及毒性评估 [J]. 中国环境科学, 2015,35(12):3543-3549.

[2] 于紫玲,林 钦,孙闰霞,等.海南岛沿海牡蛎体中 PAHs的时空分布及其健康风险评价 [J]. 中国环境科学, 2015,35(5):1570-1578.

[3] 王 蕊,苏玉红,卓少杰,等.我国10城市冬季大气颗粒物中多环芳烃污染及呼吸暴露风险评价 [J]. 生态毒理学报, 2015,10(4):96-104.

[4] Zhang Y, Tao S. Seasonal variation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) emissions in China [J]. Environmental Pollution 156, 2008:657—663.

[5] Liu J, Li J, Lin T, et al. Diurnal and nocturnal variations of PAHs in the Lhasa atmosphere, Tibetan Plateau: Implication for local sources and the impact of atmospheric degradation processing [J]. Atmospheric Research, 2013,124(5):34—43.

[6] 张 健,樊曙先,孙 玉,等.厦门春季PM10中PAHs成分谱特征及其与气象要素相关性分析 [J]. 环境科学, 2015,36(4):1173-1181.

[7] Lai I C, Lee C L, Zeng K Y, et al. Seasonal variation of atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons along the Kaohsiung coast.[J]. Journal of Environmental Management, 2011,92(8):2029—2037.

[8] Callén M S, López J M, Mastral A M. Seasonal variation of benzo(a)pyrene in the Spanish airborne PM10. Multivariate linear regression model applied to estimate BaP concentrations [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,180(1-3):648-655.

[9] Akyüz M, Çabuk H. Meteorological variations of PM2.5/PM10concentrations and particle-associated polycyclic aromatic hydrocarbons in the atmospheric environment of Zonguldak, Turkey. [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,170(1):13-21.

[10] Niu S J, Liu D Y, Zhao L J, et al. Summary of a 4-Year fog field study in Northern Nanjing, Part 2: Fog microphysics [J]. Pure & Applied Geophysics, 2012,169(5):1137-1155.

[11] Niu Shengjie, Lu Chunsong, Yu Huaying, et al. Fog research in China: An overview [J]. Advances in Atmospheric Sciences, 2010, 27(3):639-662.

[12] 牛红云,王 荟,王格慧,等.南京大气气溶胶中多环芳烃源识别及污染评价 [J]. 中国环境科学, 2005,25(5):544-548.

[13] Meng Qingzi, Fan S, He J, et al. Particle size distribution and characteristics of polycyclic aromatic hydrocarbons during a heavy haze episode in Nanjing, China [J]. Particuology, 2015, 18(1):127-134.

[14] 顾凯华,樊曙先,黄红丽,等.南京冬季雾天颗粒物中 PAHs分布与气象条件的关系 [J]. 中国环境科学, 2011,31(8):1233-1240.

[15] 樊曙先,黄红丽,顾凯华,等.雾过程对大气气溶胶 PM10中多环芳烃粒径分布的影响 [J]. 高等学校化学学报, 2010,(12):2375-2382.

[16] 高晋徽,朱 彬,王东东,等.南京北郊O3、NO2和SO2浓度变化及长/近距离输送的影响 [J]. 环境科学学报, 2012,32(5):1149-1159.

[17] GB 3095—2012 环境空气质量标准 [S].

[18] Duan J, Bi X, Tan J, et al. Seasonal variation on size distribution and concentration of PAHs in Guangzhou city, China [J]. Chemosphere, 2007,67(3):614—622.

[19] 张利飞,杨文龙,董 亮,等.利用PUF被动采样技术研究长三角城市群大气中多环芳烃的时空分布及来源 [J]. 环境科学, 2013,34(9):3339-3346.

[20] Wang G, Kawamura K, Zhao X, et al. Identification, abundance and seasonal variation of anthropogenic organic aerosols from a mega-city in China [J]. Atmospheric Environment, 2007,41(2): 407-416.

[21] He J, Fan S, Meng Q, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) associated with fine particulate matters in Nanjing, China: Distributions, sources and meteorological influences [J]. Atmospheric Environment, 2014,89(2):207-215.

[22] 李伟芳,彭 跃,赵丽娟,等.东北地区城市大气颗粒物中多环芳烃的污染特征 [J]. 中国环境监测, 2013,29(1):13-17.

[23] 黄业茹,西川雅高.北京、东京、筑波大气中有机污染物组成研究 [J]. 环境科学研究, 2001,14(1):4-8.

[24] Rogge W F, Hildemann L M, Mazurek M A, et al. Sources of fine organic aerosol. 4. Particulate abrasion products from leaf surfaces of urban plants [J]. Environmental Science & Technology, 1993,27(13):2700-2711.

[25] 马社霞,张 啸,陈来国,等.海南五指山背景点PM2.5中多环芳烃的污染特征 [J]. 中国环境科学, 2013,33(增刊):103-107(S1):103-107.

[26] Kong S, Lu B, Ji Y, et al. Distribution and sources of polycyclic aromatic hydrocarbons in size-differentiated re-suspended dust on building surfaces in an oilfield city, China [J]. Atmospheric Environment, 2012,55(55):7-16.

[27] 孟庆紫,樊曙先,何佳宝,等.南京北郊冬季大气粗细颗粒物中PAHs来源解析 [J]. 环境化学, 2015,34(3):417-424.

[28] 张红亮,樊曙先,顾凯华,等.南京冬季市区和郊区气溶胶中PAHs浓度的昼夜特征及粒径分布 [J]. 环境科学, 2012,33(7):2172-2179.

[29] 周 颖,周家斌,王 磊,等.武汉秋冬季大气PM2.5中多环芳烃的分布特征及来源 [J]. 生态环境学报, 2013(3):506-511.

[30] 毕丽玫,郝吉明,宁 平,等.昆明城区大气PM2.5中PAHs的污染特征及来源分析 [J]. 中国环境科学, 2015,35(3):659-667.

[31] Gordana P, Ivana J, Anica Š, et al. Influence of ozone and meteorological parameters on levels of polycyclic aromatic hydrocarbons in the air [J]. Atmospheric Environment, 2016, 131:263-268.

[32] Amarillo A C, Carreras H. Quantifying the in fluence of meteorological variables on particle-bound PAHs in urban environments [J] Atmospheric Pollution Research, 2016,7(4): 597-602.

[33] 王 飞,朱 彬,康汉清,等.影响南京地区的两次典型空气污染过程分析 [J]. 环境科学, 2012,33(10):3647-3655.

[34] 吴梦龙,郭照冰,刘凤玲,等.南京地区大气气溶胶PM2.1中稳定碳同位素组成研究 [J]. 环境科学, 2013,34(10):3727-3732.

Characteristics and influence factors of PAHs in PM10and PM2.1in urban and suburban Nanjing, China.

LI Hao1,2, FAN Shu-xian1,2,3*, ZHANG Yue2, KANG Bo-shi2, SUN Yu4
(1.Collaborative Innovation Center of Atmospheric Environment and Equipment Technology, Nanjing University of Information Science and Technology, Nanjing 210044, China；2.Nanjing University of Information Science and Technology, Department of Atmospheric Physics, Nanjing 210044, China；3.Key Laboratory for Aerosol-Cloud-Precipitation of China Meteorological Administration, Nanjing University of Information Science and Technology, Nanjing 210044, China；4.Meteorology Bureau of Hanjiang District of Yangzhou, Yangzhou 225009, China). China Environmental Science, 2017,37(1)：60～68

PM2.1and PM10samples were synchronously collected at suburban and urban sites in Nanjing, 16 kinds of PAHs were analyzed by the GC-MS. The concentrations of total PAHs at the urban and suburban were in the ranges of 32.84～245.35ng/m3and 21.43～225.72ng/m3for PM10, respectively, and 19.11～111.57ng/m3and 19.69～125.21ng/m3for PM2.1. PAHs concentrations at the two sites were close to each other, and show similar seasonal variation with the winter concentrations larger than those in the summer. PAHs mainly compose of 4-, 5- and 6-ring PAHs that have mass fractions (to total PAH mass) of 78.7%～83.1% in PM10and 80.5%～87.1% in PM2.1, and the fraction of 4-rings PAHs in winter was clearly larger than those of other seasons. The PAHs at two sites showed different diurnal variations. At the urban site, the concentration in the daytime was higher than that in the nighttime, whereas values in the nighttime become larger at the suburban site. Among the various meteorological parameters, the PAH concentration shows clearly negative correlations to both temperature and relative humidity, and a positive correlation is noticed between the PM10and PAHs. The influence of meteorological parameters was more significant in warm seasons (summer and autumn) than that in cold seasons (winter and spring). Ozone concentration also had a negative correlation to the 5- and 6-ring PAHs concentration. The results from air mass back-trajectory model show that the accumulation of PAHs was mainlyinfluenced by local emission, and polluted airs from southwest and southeast of Nanjing are also an important source of the PAHs through shout-range transport.

PAHs；PM10；PM2.1；seasonal variation；diurnal and nocturnal variation；meteorology

X511

A

1000-6923(2017)01-0060-09

李 皓(1991-),女,四川西昌人,南京信息工程大学大气物理学院硕士研究生,主要从事大气环境化学研究.

2016-05-25

国家自然科学基金项目(41275151,41375138,41675132)

* 责任作者, 教授, shuxianf@nuist.edu.cn