新疆博斯腾湖地区大气PM10 中多环芳烃的污染特征、来源及健康风险评价

凌再莉,宋世杰,黄 韬,*

(1.兰州财经大学 农林经济管理学院,兰州 730101;2.兰州大学 资源环境学院 甘肃省环境污染预警与控制重点实验室,兰州 730000)

多环芳烃(Polycyclic Aromatic Hydrocarbons,PAHs)是由两个及两个以上苯环以稠环形式连接的碳氢化合物,在大气、水体、土壤等各种介质中广泛存在[1]。环境中的PAHs 主要来源于人类活动,包括化石燃料、生物质及机动车尾气的不完全燃烧[2]。PAHs 因其具有毒性和生物富集性,可对生态系统及人体健康造成严重危害,已被美国环境保护署和欧盟列为环境优先控制污染物[3]。大气中的PAHs 以气相和颗粒态存在,绝大部分致突变的PAHs 都可吸附在大气颗粒物中,在增加颗粒物毒性的同时也可通过大气传输进行长距离迁移,对人体呼吸系统造成危害,增加人群癌症发病率,并具有较强的遗传毒性[4-5]。

随着现代工业的快速发展,越来越多的PAHs 通过人类活动排放到环境中,导致人类不可避免地遭受到环境中PAHs 污染带来的影响。我国是全球PAHs 排放量最大的国家,约占全球大气PAHs 排放量的21%[2],大气中的PAHs 污染平均水平也高于世界大多数国家和地区[6-7]。我国北方地区大气 PAHs 污染程度更为严重[8-11],这与我国北方地区大量的能源资源型产业分布密切相关。其中,新疆南疆地区是我国的战略石油基地,在我国加速推进西部大开发,大力发展西部地区能源资源产业的背景下,南疆地区油田的大规模开发将不可避免地影响到处于下游的博斯腾湖,导致博斯腾湖地区生态环境的变化。而博斯腾湖地区是新疆南疆地区最重要的生态系统,该地区的生态环境安全对整个南疆的生态、社会、经济和人民生活的改善均有重要意义[12-13]。研究表明因人类活动造成的干扰已使博斯腾湖地区生态系统表现出了更大的脆弱性和不稳定性[14]。近年来,关于该地区水生态与水环境方面的研究一直在持续进行[13,15-17],其中PAHs 作为环境中具有持久性的有机污染物得到了研究者的广泛关注。沈贝贝等[18]研究结果表明20 世纪90 年代以来,博斯腾湖沉积岩芯中总PAHs 污染呈现上升趋势,这一变化与当地化石燃料燃烧、工业和机动车尾气排放等人类活动显著相关。宋世杰等[17]对博斯腾湖流域表层沉积物和沉积柱样品进行源解析表明,博斯腾湖流域PAHs 主要源于生物质和煤热解过程,且近年来有向煤炭和石油复合源转变的倾向。上述研究已明确新疆南疆地区能源资源产业的发展和人类活动已导致博斯腾湖水体环境中的PAHs 呈明显上升趋势。大气气相和颗粒物中的PAHs 可通过大气迁移和干、湿沉降进入湖泊水体,引起湖泊中PAHs 的沉积,影响湖泊水生态环境。此外,大气颗粒物的PAHs 极易进入人体,对人体产生“三致”效应,危害人体健康。宋世杰等[19]已利用被动采样技术,对博斯腾湖流域大气中气态PAHs 污染特征、干沉积通量等开展相关研究。但目前尚未有研究关注博斯腾湖地区大气颗粒物中PAHs 的环境行为及其对人体健康的影响。本研究选取博斯腾湖地区的博湖县和塔中某工业基地作为研究区域,利用大气主动采样技术首次定量研究PM10中PAHs 的浓度水平、来源及其呼吸暴露的健康风险,可为该地区大气颗粒物中PAHs 的污染及其对人体健康的影响提供数据支撑,也可为该地区PAHs 控制提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 采样地点与样品的采集

本研究采样地点位于新疆博湖县某居民楼楼顶(86°37′03″E,41°58′54″N)和塔中某工业基地的生活区内(83°39′32″E,38°58′06″N)(见图1),采样点高度距离楼顶地面1.5 m,周围无明显污染源和障碍物。博湖县采样时间为2016 年12 月9 日～2017 年1 月7 日和2017 年7 月28 日～2017 年8 月28 日;塔中某工业基地采样时间为2016 年12 月7日～2017 年1 月8 日和2017 年7 月28 日～2017 年8 月20 日。共采集119 个大气样品,分别代表两个采样点冬季采暖期和夏季非采暖期的样品特征。采样频率为每日一次,每日采样时段为早10:00 至次日9:00。采样过程使用中流量气溶胶采样器(武汉天虹),采样流量为120 L/min。采样时使用石英纤维滤膜(QFF 直径为90 mm)采集大气PM10样品。采样后,将样品滤膜放入膜盒内并于-20 ℃冷冻保存,以待分析。

1.2 仪器与试剂

仪器:Trace1300GC-ISQLT 气相色谱-质谱联用仪(Thermo Fisher);TG-5MS 色谱柱(30 m × 0.25 mm × 0.25 μm)(Thermo Fisher);OSB-2100 型旋转蒸发仪(Eyela);N-EVAP 型氮吹仪(Organomation);KQ-500E 型超声波清洗器;150 mL 烧瓶;150 mL 索氏提取器;2 mL 棕色样品瓶;20 mL 棕色样品瓶;层析柱(长15 cm,内径8 mm)。

试剂:RBS 碱性洗液(Rue Bollinckxstraat);无水硫酸钠(国药);氧化铝(阿拉丁);二氧化硅(100目,Merck);二氯甲烷(DCM)、正己烷(Hex)、丙酮(Ace)均为色谱纯(OCEANPAK);16 种优控PAHs混标;6 组分氘代PAHs(1,4-Dcb-D8、萘-d8、苊-d10、菲-d10、d12 和苝-d12,Accustandard);六甲基苯(Dr.Ehrenstorfer)。

1.3 样品前处理和分析

本研究对采集的大气PM10样品中PAHs 的含量进行测定。采用Liu 等[20]的方法进行样品前处理:将样品滤膜放入索氏提取装置中,同时在烧瓶中加入150 mL 的二氯甲烷溶液、适量的Cu 片和1 000 ng 氘带PAHs 回收率指示物,抽提24 h。抽提液经旋转蒸发仪浓缩至2 mL,用正己烷置换溶液后,再次浓缩至1 mL。浓缩液过中性Al2O3-SiO2净化柱以去除杂质干扰,并使用二氯甲烷、正己烷混合液(V ∶V,1 ∶1)淋洗净化柱,收集约20 mL 淋洗液。淋洗液经氮吹浓缩后转移至进样瓶中,定量至200 μL,加入200 ng 内标六甲基苯后上机分析。

使用GC-MS 测定16 种优先控制的PAHs,分别为萘(Nap,2 环)、苊烯(Acy,3 环)、苊(Ace,3 环)、芴(Flu,3 环)、菲(Phe,3 环)、蒽(Ant,3 环)、荧蒽(Flua,4 环)、芘(Pyr,4 环)、苯并[a]蒽(BaA,4环)、(Chr,4 环)、苯并[b]荧蒽(BbF,5 环)、苯并[k]荧蒽(BkF,5 环)、苯并[a]芘(BaP,5 环)、二苯并[a,h]蒽(DahA,5 环)、茚并[1,2,3-cd]芘(IcdP,6 环) 和苯并[g,h,i] 苝(BghiP)。选用色谱柱TG-5MS(30 m×0.25 mm×0.25 μm),进样口温度280 ℃,恒流无分流进样1.0 μL,高纯氦恒流1.2 mL/min,离子源温度250 ℃。气相色谱条件:初温60 ℃保留5 min,以3 ℃/min 升温至290 ℃,保留5 min。样品测定选择离子扫描(SIM),特征离子和保留时间进行定性,用内标法定量。

1.4 质量控制与保证

采样前,将石英纤维滤膜用马弗炉在450 ℃灼烧4 h,取出后放入恒温干燥器中干燥24 h,用分析天平称重并记录滤膜的初始重量。此外,每日采样开始前,使用丙酮清洗采样仪器切割头。采样后,将滤膜在相同条件下恒温24 h 后再次称重,记录样品质量。实验分析过程中,样品定量采用内标6 点校正曲线,各组分标准曲线R2均大于0.99。为保证观测数据的准确性,在实验室分析阶段增加实验室空白,实验室空白均未检出,过程空白无干扰峰;在样品处理过程中加入六组分氘代PAHs 作为回收率指示物了解目标物损失情况,其范围分别为:57.2%± 17.7%、71.1% ± 17.5%、75.9% ± 21.9%、86.8%±17.6%、67.1%±11.6%和56.2%±43.7%;并在样品上机测定前加入已知量的六甲基苯作为内标,以消除进样体积误差对样品测定的影响;连续分析7 个空白样品,取目标物出峰处仪器响应的3 倍标准偏差作为方法检出限,得到16 种PAHs 方法检出限为 0.01～0.17 ng/m3。

1.5 健康风险评价

1.5.1 致癌等效浓度

PAHs 具有致癌性,其对人体的健康影响受到广泛的关注。本研究通过计算样品PM10中PAHs的总致癌毒性等效浓度(∑BaPTEQ)来进行PAHs 的致癌风险评价。即以BaP 浓度作为参照物,将不同PAHs 单体浓度乘以相应的毒性当量因子(TEFi),再分别加和得到16 种PAHs 的∑BaPTEQ[21]。计算见公式(1)。

式中,Ci为第i种PAHs 的浓度(ng/m3);TEFi为第i种PAHs 的毒性当量因子,见表1。

表1 PAHs 的毒性当量因子(TEF)Table 1 Toxic Equivalency Factors of PAHs

1.5.2 肺癌风险评价

本研究采用美国EPA 推荐的终生致癌风险(ILCR)来评估通过呼吸途径进入人体的PAHs 对人体健康造成的风险,见公式(2)[23]:

式中,ILCR 为人群终生致癌风险;C 为PAHs 的毒性当量浓度(ng/m3),即TEQ;CSF 为致癌斜率系数,为3.1[(kg·d)/mg];IR 为呼吸速率(m3/h);ET 为暴露时间(h/d);EF 为暴露频率(d/a);ED 为暴露持续时间(a);BW 为体重(kg);AT 为平均暴露时间(d)。

根据美国EPA 及相关研究报道,结合博斯腾湖地区实际情况确定人群暴露评价参数[24-27](表2)。当ILCR＜10-6时,认为不具有致癌风险;当10-6≤ILCR≤10-4时,认为有潜在致癌风险;当ILCR＞10-4时,认为致癌风险较高,应采取必要的控制措施[23]。

表2 致癌风险评价暴露参数Table 2 Exposure parameters for carcinogenic risk assessment

2 结果与讨论

2.1 大气PM10 中PAHs 污染特征

2.1.1 大气PM10中PAHs 的时空分布特征

研究区两个采样点采暖期和非采暖期大气PM10中均检测到美国EPA 优先控制的16 种PAHs(见图2)。其中,博湖县采暖期大气PM10中∑16PAHs 浓度为47.63 ± 29.00 ng/m3,浓度范围为11.98～138.46 ng/m3;非采暖期浓度为3.24±1.05 ng/m3,浓度范围为1.09～5.39 ng/m3;塔中采暖期大气PM10中∑16PAHs 浓度为2.13±0.90 ng/m3,浓度范围为1.15～5.07 ng/m3,非采暖期浓度为1.89±0.23 ng/m3,浓度范围为1.41～2.48 ng/m3。可见博湖县大气PM10中∑16PAHs 高于塔中。博湖县人口较为集中,人类生活中的燃煤、生物质燃烧、交通等均是造成该地区大气PM10中PAHs 浓度水平高的原因。这与现有研究者对博斯腾湖流域大气和河流沉积物中 PAHs 污染空间分布研究一致[18-19,28]。而塔中主要进行石油、天然气的勘探和开采活动,石油开采过程中产生的PAHs 可通过轻烃挥发、落地原油、含油废水排放等方式进入到大气、水体、土壤等多个环境介质中,其中土壤介质是PAHs 的主要归宿,而大气中PAHs 的浓度则相对较低[29]。加之塔中位于塔克拉玛干沙漠腹地,人口稀少,周围地形开阔,大气对流运动强烈,有利于大气中污染物的扩散,可能是导致该地大气PM10中PAHs 污染水平较低的主要原因。

图2 大气PM10 中∑16PAHs 浓度的时间变化Fig.2 Temporal variation of ∑16PAHs in PM10

研究区域中博湖县大气PM10中的PAHs 浓度表现出明显的季节变化,冬季采暖期显著高于夏季非采暖期,是非采暖期的14.7 倍(见图2)。这与我国北方地区大气颗粒物中PAHs 的季节变化较为一致,其主要原因是北方地区冬季取暖需消耗大量的化石燃料,加剧了PAHs 的排放;同时博湖县冬季易形成逆温层,大气扩散能力较弱,不利于污染物的扩散[30-32]。而在夏季博湖县气象条件较复杂,大气扩散能力较强,同时夏季较高的温度使部分半挥发性的PAHs 不易在颗粒物表面吸附、富集,此外夏季温度高、光照充足,大气非均相化学反应强烈,PAHs降解较为明显,因此在非采暖期污染水平相对较低[33]。塔中大气PM10中的PAHs 浓度未表现出明显的季节变化(见图2),这一研究结果与宋世杰等[19]研究结果一致。其主要原因为塔中良好的气象扩散条件十分有利于污染物的扩散,导致该地区PM10中PAHs 浓度已经与我国大气背景监测点瓦里关、长白山和神农架的大气PM10中PAHs 浓度相近[34-35]。

2.1.2 大气PM10中PAHs 组成特征

研究区两采样点大气PM10中PAHs 组成特征如图3 所示。大气PM10中PAHs 均以中高环为主,其中以4 环和5 环PAHs 居多,两者共占∑16PAHs的质量分数为57.66%～76.87% (博湖县) 和52.90%～62.90%(塔中)。采暖期与非采暖期PM10中PAHs 环数组成存在较大差异,呈现出采暖期4环PAHs 比例明显增加,2 环和3 环比例降低的特点。在采暖期,博湖县和塔中4 环PAHs 的比例分别增加了23.58%和8.03%;3 环PAHs 比例降低幅度最大,分别降低了8.61%和8.00%;其次为2 环PAHs,分别降低了4.08%和3.25%。2 环和3 环PAHs 易挥发,主要存在于气相中,具有4 个或更多苯环的PAHs 由于其蒸气压低,主要存在于颗粒相中[36]。受自身理化性质影响,环境温度较高时,高环PAHs 也会倾向于由颗粒相向气相转化。因此,在采暖期4 环的Flua、Pyr、BbF 和5 环Chr 均为博湖县和塔中的主要污染单体,这可能与研究区域冬季取暖的大量燃煤消耗有关,这一结果也与我国北方地区采暖期大气PAHs 污染的组成特征较为一致[11,35,37-38];在非采暖期Phe、Flua、IcdP 和BghiP 是博湖县和塔中的主要污染单体。此外,BaP 由于其致癌性,可作为人类暴露于PAHs 的指示物[39],研究区PM10中BaP 的含量在0.11～3.45 ng/m3,其中塔中采暖期和非采暖期BaP 含量分别为0.12 ng/m3和0.11 ng/m3,博湖县采暖期和非采暖期PM10中BaP 的含量分别为3.45 ng/m3和0.24 ng/m3。博湖县采暖期的BaP 的含量已经超过国家环境空气质量标准中规定的2.5 ng/m3的日均暴露限值,需引起关注[40]。

图3 大气PM10 中PAHs 组成特征Fig.3 Composition of PAHs in PM10

2.1.3 国内外大气PM10中PAHs 污染水平对比研究

本研究将博斯腾湖地区大气PM10中PAHs 浓度与国内外已有研究进行对比,结果见表3。可以看出,博斯腾湖地区大气PM10中PAHs 浓度显著低于北方城市(北京、辽宁、吉林、黑龙江、沈阳、兰州);略低于西南和东南沿海人口稠密、经济较发达地区(成都、重庆、厦门);高于云南玉溪、昆明和福建福州等城市;研究区大气PM10中PAHs 均值是我国大气背景点青海瓦里关站的2 倍。与国外的研究相比,高于西班牙、希腊、瑞典等地,表明研究区域大气颗粒物中PAHs 污染在全球仍处于较高水平。

表3 国内外大气PM10 中PAHs 污染对比Table 3 Comparison of PAHs concentrations in PM10 in China and globally

关于新疆本地大气颗粒物中PAHs 的研究主要集中在新疆北疆地区,本研究与新疆其他城市哈密(28.73 ng/m3)、乌鲁木齐(39.32 ng/m3)和克拉玛依(33.13 ng/m3),吉木乃(72.54 ng/m3)、富蕴(61.9 ng/m3)大气PM10中∑16PAHs 进行对比后发现,博斯腾湖地区大气PM10中∑16PAHs 污染相较于以上地区颗粒物中浓度处于较低水平[51],这与该地区人口相对较少,原油开采油田和冶炼工厂距离研究区较远等因素相关。

2.2 大气PM10 中PAHs 来源分析

2.2.1 特征比值法来源分析

大气中PAHs 的来源复杂,不同污染源释放出的PAHs 的组成和含量不同,因此可根据不同PAHs单体间的比值进行污染源分析。本研究选取Flu/(Flu+Pyr)、IcdP/(IcdP+BghiP)、BaA/(BaA+chr)和Ant/(Ant+Phe)四种常用的比值来进行判定,见表4[52]。图4 为博斯腾湖地区大气PM10中不同季节的PAHs 特征比值图。由图4 可知,博湖县的IcdP/(IcdP+BghiP)在采暖期和非采暖期分别为0.47～0.52 和0.47～0.51,Flu/(Flu+Pyr)的值在采暖期和非采暖期均高于0.5,表明有液体化石燃烧以及煤炭和生物质燃烧源排放的贡献。此外,博湖县BaA/(BaA+Chr)的值在采暖期和非采暖期分别为0.36～0.48 和0.35～0.54,Ant/(Ant+Phe)的值在采暖期和非采暖期分别为0.09～0.21 和0.07～0.21,说明也兼有石油源以及燃烧源的贡献。在塔中,采暖期和非采暖期的IcdP/(IcdP +BghiP) 和Flu/(Flu+Pyr)值基本均高于0.5,表明煤炭、生物质等的燃料源对塔中地区的PAHs 污染有一定贡献;塔中BaA/(BaA+Chr)的值在采暖期和非采暖期分别为0.26～0.57 和0.32～0.44,Ant/(Ant+Phe)的值在采暖期和非采暖期分别为0.05～0.26 和0.09～0.17,表明塔中也存在来自石油源和燃烧源的排放。

表4 比值法来源解析特征化合物比值Table 4 Characteristic ratios of different PAHs components

图4 博斯腾湖地区大气PM10 中PAHs 特征化合物比值来源解析Fig.4 Source analysis based on the characteristic rations of PAHs in PM10 in the Bosten Lake area

2.2.2 主成分分析和多元线性回归进行来源分析

利用主成分分析法(PCA)对研究区两个采样点检测得到的16 种PAHs 进行污染源解析。本研究采用KMO-Bartlett 球形检验判定各变量相关是否显著,经检验两采样点的KMO 分别为0.903(博湖县)和0.805(塔中),且P＜0.001。这表明PAHs 数据适合进行因子分析,因子载荷结果见表5。博湖县大气PM10中PAHs 的PCA 分析中得到了两个因子,占总方差的93.05%。在因子1 中,Phe、Ant、Flua、Pyr、BaA、Chr、BbF、BaP、IcdP、DahA 和BghiP具有较高贡献,其中Phe、Flua、BaA 为燃煤标示物,BbF、BaP、DahA、BghiP 为汽油燃烧的标示物,Pyr、Chr 主要来源于植物和木材的燃烧排放[53],因此,推断因子1 为燃烧源。因子2 中Nap、Ace 贡献较大,其中Nap 与焦炉排放、煤焦油挥发等有关[54],推断因子2 反映了来自炼焦等工业源的排放。从塔中PCA 的分析中提取了 3 个因子,占总方差的77.81%。因 子1 中Flua、Pyr、Chr、BbF、IcdP 和BghiP 贡献较大,可认定因子1 来源于燃烧源。因子2 中Nap、Phe、Ant 贡献较高,其中Ant 多来源于石油挥发,考虑到塔中地区油气开采的区域特点,推断因子2 为石油源。因子3 中DahA 贡献较高,主要来源是汽车尾气的排放。

表5 博湖县和塔中PM10 中PAHs 的主成分分析Table 5 Principal component analysis of PAHs in PM10 in Bohu country and Tazhong

在PCA 分析的基础上,采用多元线性回归(MLR) 分析,构建上述污染源对博湖县和塔中PAHs 污染的多元线性回归模型,并获得各主要污染源的相对贡献率。由表6 可见,博湖县和塔中大气PM10中PAHs 来源相近,其中占比最大的均为燃烧源,在博湖县和塔中的贡献率分别为82.54%和61.13%。其次,在博湖县炼焦等工业源的排放对PM10中PAHs 的贡献约为17.46%。此外,塔中地区石油源和机动车尾气排放的交通源的贡献率分别为29.80%和9.07%。结果表明,博湖县PAHs 的污染主要源于人类生活和工业生产中的燃烧排放,而塔中PAHs 的主要来源为燃烧源、石油挥发源和交通源的综合。

表6 博湖县和塔中PAHs 总量与主成分得分变量多元线性回归结果Table 6 Multiple linear regression between total PAHs and principle component scores in Bohu country and Tazhong

2.2.3 后向轨迹分析

为了确定不同源区对博斯腾湖地区大气PM10中PAHs 的潜在影响,本研究采用后向轨迹模式(HYSPLIT)模拟计算研究区域采暖期和非采暖期大气传输后向轨迹,并进行轨迹聚类分析,模型模拟选取15 m 作为模拟初始高度,模型高度10 000 m,后向轨迹高度取15 m,主要是考虑本研究大气环境监测站点在10～20 m 的近地面。轨迹计算起始时间为每天00:00、06:00、12:00 和18:00,轨迹起始点为博湖县(86° 37′ 03″ E,41° 58′ 54″ N) 和塔中(83°39′32″E,38°58′06″N)。

博湖县采暖期和非采暖期后向轨迹及其聚类分析如图5 所示,由图5a 可知,根据博湖县采暖期轨迹所示,PAHs 主要受到西北方向(蓝色线)和西方向(红色线)气流的影响。其中来自西北方向的气流轨迹较短,主要受到来自伊利、克拉玛依和乌鲁木齐等地的气流影响,这些气流轨迹占博湖县总轨迹的60%。来自西南方向的气流轨迹较长,主要受到来自喀什地区气流的影响,这些气流轨迹占博湖县总轨迹的40%,并且两个方向的PM10平均浓度水平相当。博湖县非采暖期后向轨迹较采暖期有较大不同,从西北、北方而来的气流为该时间内主要的大气来源(图5b)。从聚类分析来看,这些轨迹可分为四类,占比最大的来自克拉玛依地区以及塔吉克斯坦一带(42%,绿色线),另外两条(红色线和蓝色线)分别来自乌鲁木齐、昌吉回族自治州和塔城地区(26%)以及北疆的吐鲁番地区(19%),而来自塔里木盆地的气流轨迹(黄色线)频率在非采暖期仅为13%。PAHs 具有持久性和长距离迁移性,可随大气流动传送到其他地区,其大气传输是PAHs 跨区域迁移的主要途径[4-5]。了解博斯腾湖地区大气PAHs 潜在的大气输送源区具有重要的环境意义。后向轨迹主要由气象条件的风向所决定的,而PAHs 浓度的大小是由所经过源区产生的污染排放量决定的。由于源自南疆的路径经过区域多为戈壁荒漠地段,而北疆路径经过区域人口稠密、工业发达地区,排放的PAHs 较高,可能通过大气迁移对博斯腾湖地区大气PAHs 污染有潜在影响。本研究通过后向轨迹获得的气团传输路径,可进一步了解外部大气迁移对研究区大气PAHs 污染的影响。

图5 博湖县和塔中采暖期和非采暖期大气后向轨迹Fig.5 Atmospheric backward trajectory analysis in Bohu and Tazhong during heating period and non-heating periods

图5c 为塔中采暖期的后向轨迹聚类结果,后向轨迹经过聚类后得到3 个主要集群,主要受到来自西南方向气流以及中亚大气气流的影响。其中绿线表示塔里木盆地西部中亚地区大气气流(42%),而另外两个可追溯至塔吉克斯坦和阿富汗,以及乌兹别克斯坦和土库曼斯坦的气流集群(蓝色和红色线),分别占总轨迹的28%和30%,来自3 个气流轨迹集群的平均PM10也在采暖期表现出相似。非采暖期塔中的气流后向轨迹聚类得到2 个主要集群(图5d),其中,来自塔中西北地区的轨迹频率达到74%(红色线),而来自北疆库尔勒市、乌鲁木齐市、吐鲁番市、克拉玛依、塔城地区的气流轨迹频率为26%(蓝色线),并且PM10浓度相较于采暖期也显著提升,这主要由于非采暖期塔中盛行风向(偏东、偏北风)引起的风沙所致。并且在非采暖期,塔克拉玛干沙漠内部形成巨大的热源,较大的温度梯度导致风系由周边向沙漠腹地汇聚,局地沙尘天气易于发生[55]。

2.3 大气PM10 中PAHs 的健康风险评价

本研究以BaP 为参照,计算博湖县和塔中采暖期和非采暖期大气PM10中的∑BaPTEQ。结果可知,博湖县采暖期∑BaPTEQ较高,达到5.74 ng/m3,非采暖期为0.59 ng/m3。塔中采暖期和非采暖期的∑BaPTEQ均较低,仅为0.34 ng/m3和0.3 ng/m3。采暖期大气PM10中∑BaPTEQ低于兰州(99.65 ng/m3)、西安(44.37 ng/m3)、太原(23 ng/m3)、石家庄(8.24 ng/m3)等北方城市[23,41,56-57],与合肥(5.98 ng/m3)、上海(5.4 ng/m3)等城市相当[58-59],略高于云南玉溪(3.52 ng/m3)[45],处于全国较低水平。与新疆其他城市相比,与富蕴(6.83 ng/m3)、吉木乃(5.77 ng/m3) 相当,但高于乌鲁木齐(3.14 ng/m3)、克拉玛依(2.17 ng/m3)[51],在新疆处于一般污染水平。但仍超出国家环境空气质量二级标准日均限值2.5 ng/m3。博湖县非采暖期,塔中采暖期和非采暖期∑BaPTEQ均处于较低水平,与我国神农架、长白山等背景点相当[35],低于国家环境空气质量标准,对人体健康不造成危害。

研究区域终生致癌风险见表7,可见博湖县采暖期男性儿童、青少年、成人的ILCR 值分别为2.98×10-6、3.96×10-6、7.99×10-6,女性儿童、青少年、成人的ILCR 分别为3.11×10-6、4.16×10-6、7.31×10-6,均处于10-6～10-4之间,显示博湖县采暖期大气PM10中PAHs 存在潜在致癌风险,可能会对人体健康造成不利影响,而博湖县又是人口聚集区,所以需引起当地政府相关部门重视,积极采取相应的措施,以减少PAHs 的污染。博湖县非采暖期、塔中采暖期和非采暖期各类人群的ILCR 值均小于10-6。由于本研究只分析了吸附于PM10的16种PAHs 的健康风险,但实际上,大气中PAHs 种类较多,并且部分PAHs 以气态的形式存在,大气中以气态形式存在的PAHs 及其他种类的PAHs 对居民健康的危害同样不容忽视。另外,本次假设居民持续暴露在研究区域大气环境中,实际上不同个体可能因活动时间和所处的环境的微小差异,对PAHs的暴露存在个体差异,因此评估结果可能会存在一定不确定性。由于此前没有关于博斯腾湖地区大气颗粒物中PAHs 污染及对人群健康风险的报道,因此本研究结果可为认识博湖地区PAHs 健康危害,以及制定有效控制对策提供科学依据。

表7 博湖县和塔中人群终生致癌风险(ILCR)Table 7 The incremental lifetime cancer risk (ILCR) in the population of Bohu country and Tazhong

3 结论

1) 博湖县采暖期和非采暖期大气PM10中∑16PAHs 浓度分别为47.63±29.00 ng/m3和3.24±1.05 ng/m3;塔中采暖期和非采暖期大气PM10中∑16PAHs 浓度为2.13±0.90 ng/m3和1.89±0.23 ng/m3。博湖县大气PM10中∑16PAHs 浓度远高于塔中,但在全国和新疆地区均处于较低水平。季节性差异表现为采暖期远大于非采暖期。大气PM10中PAHs 组成以4环和5环为主,两者共占∑16PAHs 的质量分数为57.66%～76.87%(博湖县)和52.90%～62.90%(塔中)。

2)特征比值法和主成分分析法结果表明,博斯腾湖地区PM10中PAHs 来源表现为燃烧源、工业源、石油挥发和交通源综合的特点。多元线性回归分析结果表明燃烧源贡献最大,在博湖县和塔中的贡献率分别为82.54%和61.13%。后向轨迹分析表明新疆北部和塔里木盆地西部的PAHs排放通过大气传输及大气颗粒物对博斯腾湖地区造成影响。

3)健康风险评价结果表明,博湖县采暖期大气PM10中PAHs 的致癌风险为2.98×10-6～7.99×10-6,对居民具有潜在的致癌性风险。而在博湖县的非采暖期、塔中采暖期和塔中非采暖期大气PM10中PAHs 的致癌性风险均低于1×10-6的可接受水平,非致癌性风险较小。