白慧玲,劉效峰,宋翀芳 (太原理工大學環(huán)境科學與工程學院,山西 太原 030024)

多環(huán)芳烴(PAHs)是一種具有“三致”特性[1]的有機污染物,普遍存在于水體[2]、沉積物[3]、土壤[4]、有機體[5]及大氣環(huán)境[6]中,通過生物富集作用[7]或呼吸系統(tǒng)危害人體健康.絕大多數(shù) PAHs來自化石燃料[8](煤和石油)的不完全燃燒,主要包括煤的燃燒和炭化過程以及機動車尾氣排放.有學者利用因子分析和特征化合物比值法定性定量環(huán)境空氣PAHs的主要排放源和源貢獻率[9],但PAHs的排放形式多樣性和高反應活性可能導致環(huán)境中的濃度水平不穩(wěn)定,此時解析 PAHs來源是不確切的.1994年,O'Malley等[10]首次將穩(wěn)定碳同位素技術用于沉積物中 PAHs的研究,指出PAHs在抽提純化前處理過程中以及揮發(fā)、生物降解和紫外光照射下均無明顯碳同位素分餾,提出 PAHs 的碳同位素組成是其環(huán)境來源的良好指示物,目前該方法已經(jīng)被廣泛用于定性分析土壤[11]、植被[12]、沉積物[13]以及環(huán)境空氣顆粒物[14]樣品中PAHs的來源.

但以往研究[14]主要集中在煤燃燒對環(huán)境空氣 PM10中 PAHs的貢獻,忽略了煤炭化的貢獻,而焦化行業(yè)卻是 PAHs的特征排放源之一,故本研究選擇煤燃燒和炭化兩種轉(zhuǎn)化途徑,同時結(jié)合城市機動車保有量逐年上升的實際情況,以煤轉(zhuǎn)化過程和機動車兩種排放源排放的PAHs作為太原市環(huán)境空氣PM10中 PAHs的主要來源,利用環(huán)境空氣和排放源中PAHs的碳同位素質(zhì)量平衡原理定量解析污染嚴重的采暖期太原市環(huán)境空氣中PAHs的源貢獻率.

1 材料與方法

1.1 采樣時間和地點

在太原市區(qū)共設置 7個采樣點,采用地面常規(guī)監(jiān)測方法采集太原市采暖期 PM10(空氣動力學當量直徑小于10μm的顆粒物)樣品,采樣點距地面6～8m,各點位采樣時間和特性描述見表1.

1.2 采樣方法

PM10樣品的采集選用青島嶗山總廠生產(chǎn)的 KC-6120型大氣綜合采樣儀,流速為 100L/min.為保證 PAHs的碳同位素測試,連續(xù)采樣6～7d,采樣周期為 20h.采樣前,直徑為 90mm 的玻璃纖維濾膜用錫紙包裹經(jīng)馬弗爐 450℃灼燒5h,去除膜上有機物.采樣后的膜用錫紙包裹,置于4℃保存.

表1 采樣點位屬性描述Table 1 The property descriptions of the sampling sites

煤炭化過程的煤煙塵為焦化廠除塵器灰斗中的灰,煤燃燒過程的煤煙塵為家用小煤爐煙囪中的煙塵,經(jīng)過再懸浮將 PM10樣品收集在玻璃纖維膜上.機動車(汽油車和柴油車)尾氣塵由自制的隨車采樣器被動采樣,將樣品富集在玻璃纖維膜上.玻璃纖維膜的前處理和后續(xù)保存方法與大氣PM10樣品一致.

1.3 樣品處理與測試

將富集 PM10的膜置于索氏抽提器中,用二氯甲烷抽提 24h.抽提液經(jīng)旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀濃縮至5mL,再用高純氮氣濃縮至干.樣品用正己烷再次溶解,過濾去除瀝青質(zhì).過濾后的樣品經(jīng)硅膠-氧化鋁柱分離,依次用正己烷、二氯甲烷和乙醇洗脫飽和烴、芳烴和極性餾分.芳烴餾分濃縮后置于 2mL的棕色玻璃瓶中,在-20℃下保存待同位素測試.

PAHs的碳同位素測試選用美國 Thermo Fisher Scientific 有限公司生產(chǎn)的GC/IRMS聯(lián)用儀.進樣口溫度為 280℃,色譜柱選用 30m×0.25mm 的 DB-5型熔融石英毛細管柱,涂層厚0.25μm.高純氦氣為載氣,流速為 1.0mL/min.樣品進樣量為1～2μL,無分流進樣.升溫程序為: 100℃保持1min,然后以6℃/min的速度升溫至290℃,保持 15min.單體化合物經(jīng)色譜柱分離后,進入氧化爐中在1030℃條件下被氧化成CO2后進入同位素比值質(zhì)譜儀,以 PDB(南卡羅萊州白堊紀皮狄組箭石)為標準測定樣品的碳同位素組成.O'Malley等[10]指出 PAHs在抽提和純化過程中其δ13C值分餾不明顯,且揮發(fā)、光降解和生物降解過程對其δ13C值的影響也不明顯,故本文認為樣品的前處理過程不會影響PAHs的最后測試結(jié)果.儀器精確度小于 0.5‰,文中報道的同位素值是3次測量的算術平均值.

在自然界中,穩(wěn)定同位素組成的變化很微小,用同位素比值或同位素豐度往往不能明顯地表示這種微小差別,一般用δ值來表示同位素的變化.δ13C值是指樣品中兩種穩(wěn)定碳同位素的比值相對于國際標準對應比值的千分偏差,表達式:

2 結(jié)果與討論

2.1 污染源中多環(huán)芳烴的穩(wěn)定碳同位素組成

本研究以炭化和燃燒為煤的兩種主要利用途徑,檢測到的PAHs種類與朱先磊等[15]的一致.煤炭化過程排放 PAHs的 δ13C值在-23.3‰～-25.1‰之間,主要在-24‰左右波動,與母體煤δ13C 的平均值(-23.6‰±0.7‰[16])相似.家用燃煤過程排放PAHs的δ13C值(-24.6‰～-26.9‰) (圖1a)較工業(yè)燃煤排放的[17]貧13C,因為工業(yè)燃煤的燃燒效率高,12C優(yōu)先以CO2的形式逸出,更多13C殘存在不完全燃燒產(chǎn)物中,而家用燃煤其燃燒效率相對較低,只有少量12C以CO2形式逸出,根據(jù)同位素稀釋效應可知家用燃煤過程排放的PAHs相對貧13C.另外,家用燃煤過程可能伴有木材燃燒,而木材燃燒釋放 PAHs的 δ13C 值(-26.8‰～-31.6‰)相對較低[18],這也可能是本研究燃煤煙塵PAHs貧13C的原因.上述結(jié)果證明碳同位素分餾與煤轉(zhuǎn)化過程有關[19].煤炭化過程是隔絕空氣高溫干餾,可能發(fā)生碳碳鍵斷裂和重新組合,但是碳原子沒有以任何燃燒產(chǎn)物的形式逸出,所以 9種PAHs的δ13C值與母體煤的幾乎一致;煤燃燒過程碳同位素分餾遵循動力學同位素效應,12C—12C鍵比13C—12C鍵容易斷裂,所以早期完全燃燒產(chǎn)物CO2富集12C,其余未斷開的部分13C含量相對增高,因此在進一步的不完全燃燒過程中所形成的低環(huán)數(shù)PAHs有相對較多的13C,故燃煤煙塵中PAHs的δ13C值隨環(huán)數(shù)增加貧13C[19].結(jié)果表明,煤炭化過程釋放PAHs的δ13C值偏重于燃燒過程,與 McRae等[12]的結(jié)論一致.太原市冬季燃煤污染主要來自“城中村”居民供暖,分布分散且燃燒效率低,煙塵排放量占全市近八成,是造成城市環(huán)境空氣污染的首要因素[20].煉焦行業(yè)是芳烴類物質(zhì)的主要排放源,是山西環(huán)境污染最嚴重行業(yè).本文按照煤燃燒和炭化比例 8:2計算煤煙塵PAHs的平均δ13C值(-24.5‰～-26.5‰),結(jié)果顯示PAHs隨環(huán)數(shù)增加貧13C.

圖1 煤煙塵和機動車尾氣塵中PAHs的δ13C值Fig.1 The δ13C values of PAHs from coal soot and vehicle exhaust

自2001年以來,太原市機動車保有量以年均20%的速度遞增,截止2012年9月底全市機動車保有量突破82萬輛,故機動車尾氣對城市環(huán)境空氣的影響不容忽視.汽油和柴油兩種燃料在機動車氣缸內(nèi)燃燒排放 PAHs的 δ13C值在-22.2‰～-24.6‰范圍內(nèi)(圖 1b),與彭林等[17]的結(jié)果一致.PAHs的δ13C值隨環(huán)數(shù)的變化趨勢與Okuda等[21]的一致,環(huán)數(shù)增加富集13C.石油餾分在機動車氣缸內(nèi)經(jīng)歷兩個轉(zhuǎn)化階段:第一階段是燃燒階段,部分燃料不完全燃燒形成 PAHs;第二階段是裂解階段,已形成的高環(huán)數(shù) PAHs在高溫高壓條件下裂解形成低環(huán)數(shù) PAHs,此過程遵循動力學同位素效應,富含12C的PAHs優(yōu)先裂解,而含13C的PAHs則余留在剩余物中,最終導致低環(huán)數(shù)PAHs富集12C,高環(huán)數(shù)的富集13C,這是機動車尾氣塵中PAHs隨環(huán)數(shù)增加富集13C的原因.依據(jù)2005年我國柴油車保有量的相關報道,將汽油車和柴油車按8:2的比例加權計算太原市機動車尾氣塵中PAHs的平均δ13C值(-22.8‰～-24.6‰),呈明顯富集13C的趨勢,與煤煙塵的變化趨勢剛好相反.

2.2 環(huán)境空氣顆粒物中多環(huán)芳烴的穩(wěn)定碳同位素組成

圖2 各采樣點PM10中PAHs的δ13C值Fig.2 The δ13C values of PAHs in atmospheric PM10 collected from seven sampling sites

由圖 2可知,各點位 PAHs的 δ13C值在-23.6‰～-26.6‰ 之 間 ,主 要 集 中 在 -24.5‰～-25.5‰范圍內(nèi),低環(huán)數(shù)PAHs的δ13C值差別不大,高環(huán)數(shù) PAHs的差別相對較大,隨環(huán)數(shù)增加呈現(xiàn)貧13C的趨勢,與煤煙塵排放PAHs的δ13C值變化趨勢基本一致,說明采暖期太原市煤煙塵污染嚴重,這與太原市的地理位置、氣候狀況、不合理的工業(yè)布局和較低的森林覆蓋率有關.太原市三面環(huán)山,逆溫和城市熱島效應顯著,地方性環(huán)流天氣出現(xiàn)頻次高,嚴重影響污染物的輸送和擴散;冬季盛行西北風,大氣穩(wěn)定度差,促進空氣團混合均勻,這是導致整個太原市采暖期煤煙污染嚴重的主要客觀因素.2008年太原市主要大氣污染物的統(tǒng)計結(jié)果[22]顯示,SO2的排放濃度是NO2的3.5倍,表明城市煤煙塵排放所占比例高于機動車尾氣,與本文結(jié)論一致.

將各點位PAHs的δ13C值的算術平均值作為全市采暖期 PAHs碳同位素組成的整體水平,列于表2.由表2可知,標準偏差在0.09‰～0.77‰之間,說明各采樣點位PAHs的δ13C值差別不大,可能有相似的污染特征.PAHs的 δ13C值在-24.6‰±0.09‰～-25.8‰±0.67‰之間,與本研究兩種煤煙塵δ13C值的范圍接近,證明煤煙塵污染源選取合理.本研究結(jié)果中熒蒽和芘的δ13C值與2007年袁進等[23]報道的太原市PAHs的結(jié)果一致,而苯并[a]蒽和苯并[a]芘則較袁進等[23]的報道結(jié)果富13C,結(jié)合本研究關于煤煙塵的碳同位素測量結(jié)果再次證明焦化行業(yè)是太原市環(huán)境空氣PAHs的一個主要貢獻源.

表2 全市環(huán)境空氣PM10中PAHs的δ13C值的整體水平 (‰)Table 2 The overall level of δ13C values of PAHs associated with atmospheric PM10 in whole city (‰)

2.3 環(huán)境空氣顆粒物中PAHs的源貢獻率

煤煙塵與機動車尾氣中菲(分別為-25.0‰和-24.6‰)和芘(分別為-24.5‰和-23.4‰)的δ13C值區(qū)別不明顯,二者在環(huán)境空氣PM10中的來源很難用碳同位素組成區(qū)分;而兩種污染源中其他芳烴的δ13C值區(qū)別明顯,應該能夠通過其穩(wěn)定碳同位素組成較好區(qū)分PM10中相應PAHs的來源. PM10中PAHs的δ13C值等于各污染源PAHs的δ13C值的加權平均值.研究顯示,化石燃料和木材燃燒[8]均有 PAHs產(chǎn)生,結(jié)合太原市能源結(jié)構(gòu),選取煤煙塵和機動車尾氣作為該市PAHs的主要來源,設二者權重和為 1,根據(jù)碳同位素質(zhì)量平衡原理解析兩種污染源對環(huán)境空氣PAHs的貢獻率,計算式為:

式中:x和y分別指煤煙塵和機動車尾氣對環(huán)境空氣PM10中PAHs的貢獻率,δ13C煤、δ13C機動車和δ13C分別指煤煙塵、機動車尾氣塵和環(huán)境空氣中相應PAHs的碳同位素組成.

圖3 煤煙塵(a)和機動車尾氣塵(b)對各采樣點PM10中PAHs的貢獻率Fig.3 Contributions of coal soot (a) and vehicle exhaust(b) to PAHs from atmospheric PM10in the seven sampling sites

2.3.1 多環(huán)芳烴源貢獻率的局域性特征 有些點位的苯并[ghi]熒蒽、苯并[b+k]熒蒽、苯并[e]芘和苯并[a]芘較煤煙塵和機動車尾氣排放的相應PAHs更貧13C,表明除煤煙塵和機動車尾氣塵外還可能有木材燃燒[18]排放源輸入,而本研究中沒有確定當?shù)卦撐廴驹吹摩?3C值,不能通過碳同位素質(zhì)量平衡計算其源貢獻率,所以本文利用碳同位素質(zhì)量平衡原理僅解析煤煙塵和機動車尾氣排放對各點位熒蒽、苯并[a]蒽和 的貢獻率,結(jié)果見圖3.由圖3可知,煤煙塵對熒蒽和苯并[a]蒽的貢獻率在 60%～90%范圍內(nèi),機動車尾氣對二者的貢獻率在 6.4%～36.7%之間,煤煙塵對熒蒽和苯并[a]蒽的貢獻率是機動車尾氣塵的 2～3倍,甚至4倍,說明煤煙塵是各點位熒蒽和苯并[a]蒽的主要來源;煤煙塵對 的貢獻率在 37.8%～53.8%之間,機動車尾氣對 的貢獻率在 46.2%～62.2%之間,略高于煤煙塵的貢獻,表明環(huán)境空氣中 是煤煙塵和機動車尾氣共同作用的結(jié)果.

總體來看煤煙塵的影響最嚴重,但對各點位的貢獻存在差別.在 7個點位中,煤煙塵對熒蒽和苯并[a]蒽的貢獻率以 JY 最大,分別為 93.6%和86.6%,XD最小,分別為63.3%和65.9%.JY與SL都位于郊區(qū),是冬季居民取暖燃煤排放的密集區(qū),這是煤煙污染嚴重的主要原因;JY位于城市下風向,除局域排放煤煙塵,還累積局部環(huán)流氣團從周邊環(huán)境攜帶的煤煙塵,而SL位于上風向,除自身排放外,周邊環(huán)境影響較小,故 JY 污染程度較 SL重.TY與 WC都位于繁華的商業(yè)中心,高樓林立,不利于自身污染物擴散,而且周邊環(huán)境中的煤煙污染物通過頻繁顯著的“城市熱島效應”擴散輸入,這是導致煤煙污染相對嚴重的主要原因.JS與JC都位于工業(yè)區(qū),近幾年太原市政府對大型工礦企業(yè)環(huán)境監(jiān)察力度不斷加強,要求煤的工業(yè)利用過程都選用高效轉(zhuǎn)化設備,煤的工業(yè)排放都經(jīng)過嚴格除塵處理,故煤煙污染在工業(yè)區(qū)反而相對較輕;JC是舊工業(yè)區(qū),仍存在許多沒有安裝高效轉(zhuǎn)化和除塵設備的小型企業(yè),這可能是JC污染相對嚴重的主要原因.該結(jié)果也說明固定污染源比分散和移動污染源相對容易治理,同時也表明冬季居民燃煤取暖是太原市煤煙塵的主要來源,應集中力量加強對居民燃煤污染源的治理.XD位于正在新建的城區(qū),居住人口少,污染源少,位于城市下風向,煤煙污染主要由上風向污染物擴散所致.

根據(jù)文獻[24-25]的數(shù)據(jù)計算,發(fā)現(xiàn) 在機動車尾氣塵的9種PAHs中所占比例約是煤煙塵的2倍,這可能是機動車尾氣對 貢獻率略大于煤煙塵的原因.機動車尾氣排放對 的貢獻率以 XD最大,TY最小,分別為62.2%和46.2%.JY與SL位于郊區(qū),來往車量少,對 的貢獻率相對較小.WC是最繁華的商住混合區(qū),人員密集,交通擁堵,對 的貢獻率為 61.0%,僅次于 XD,這可能是大量車輛長時間怠速所致;TY也是商住混合區(qū),道路寬敞,車流量大但不擁堵,主要以輕型轎車為主,這可能是尾氣排放對 貢獻率最小的原因.JS和JC位于工業(yè)區(qū),機動車主要以重型卡車為主,交通繁忙,故機動車尾氣排放對 貢獻率相對較大;JS點位大量車輛維修車間的存在導致其源貢獻率略大于JC.XD是正在新建的城區(qū),建筑施工多,綠化面積小,路面積塵大,重型車量頻繁來往造成該區(qū)域道路揚塵大,二次污染是導致該點位貢獻率大的主要原因.

2.3.2 多環(huán)芳烴源貢獻率的整體水平 太原市采暖期PM10中PAHs主要來自煤煙塵,但具體到每一種PAH可能呈現(xiàn)不同的源輸入特征.為了更直觀表現(xiàn)污染源對每一種PAH的貢獻率,利用表2中太原市PAHs的δ13C值的整體水平,根據(jù)式(2)和式(3)計算煤煙塵和機動車尾氣對環(huán)境空氣PAHs的貢獻率,具體結(jié)果見圖4.

城市環(huán)境空氣中苯并[e]芘的δ13C值(-25.4‰)與兩種污染源的 δ13C值接近,但在其范圍(-25.3‰～-23.2‰)外,表明除這兩種污染源外還有其他污染源輸入(木材燃燒[18]),而本研究沒有確定該污染源苯并[e]芘的 δ13C 值,故不能利用同位素質(zhì)量平衡理論計算其貢獻率.結(jié)果表明,煤轉(zhuǎn)化過程對熒蒽、苯并[ghi]熒蒽、苯并[a]蒽和苯并[b+k]熒蒽的貢獻率都在 70%左右,對苯并[a]芘的貢獻率高達 82.0%,明顯高于袁進等[23]在 2007年的相關報道(50%),這可能與選取的煤轉(zhuǎn)化過程有關,本文選擇煤的高溫炭化過程,因為焦化行業(yè)被認為是山西省PAHs的主要排放源[26],而且苯并[a]芘被認為是煤高溫炭化的特征污染物,而袁進等[23]選擇的是煤的工業(yè)燃燒過程.機動車尾氣排放對熒蒽、苯并[ghi]熒蒽、苯并[a]蒽、 、苯并[b+k]熒蒽和苯并[a]芘的貢獻率分別為 29.3%、31.4%、27.3%、53.1%、28.4%和 18.0%,除 和苯并[a]芘外其余PAHs的貢獻率都在30%左右,說明機動車尾氣排放對城市環(huán)境空氣質(zhì)量的影響不容忽視.煤煙塵和機動車尾氣排放對環(huán)境空氣 PAHs的貢獻率的比例約為 7:3,表明太原市環(huán)境空氣 PAHs污染屬于煤煙塵和機動車尾氣塵的混合污染.

圖4 煤煙塵和機動車尾氣塵對全市PAHs的貢獻率Fig.4 The contributions of coal soot and vehicle exhaust to the whole city’s PAHs

采暖期太原市煤煙污染非常嚴重,“城中村”分散低效無任何除塵處理的小型鍋爐和小煤爐是主要排放源,因此擴大集中供暖的覆蓋面積是太原市當前的一項重要的環(huán)境管理措施.雖然機動車尾氣排放在采暖季的貢獻率相對較低,但城市汽車保有量以每年 20%的速度遞增,減少機動車尾氣排放提倡綠色出行對城市環(huán)境的改善同樣起著至關重要的作用.

需要指出的是,本研究只分析了兩種主要污染源對環(huán)境空氣PAHs的貢獻,可能會導致解析結(jié)果有所偏差,但文中所提出的關于環(huán)境空氣 PM10中PAHs來源的識別和解析方法可以作為進一步深入研究的基礎.在進一步的研究中,應尋求準確識別污染源的方法,建立全面的污染源有機物δ13C數(shù)據(jù)庫,為受體中各類污染源貢獻率的研究奠定基礎.

3 結(jié)論

3.1 太原市采暖期各點位PM10中PAHs隨環(huán)數(shù)增加呈現(xiàn)貧13C趨勢,與煤煙塵的變化趨勢一致,采暖期太原市煤煙塵污染嚴重;各點位相應PAHs的 δ13C 值的標準偏差較小,在 0.09‰～0.77‰之間,各點位可能有相似的污染特征.

3.2 在7個點位中,煤煙塵對熒蒽和苯并[a]蒽的貢獻率均大于機動車尾氣,煤煙塵是各點位熒蒽和苯并[a]蒽的主要來源;煤煙塵和機動車尾氣排放對 的貢獻率相差不大,是煤煙塵和機動車尾氣排放共同作用的結(jié)果;其他 4種 PAHs(苯并[ghi]熒蒽、苯并[b+k]熒蒽、苯并[e]芘和苯并[a]芘)均比煤煙塵和機動車尾氣塵中的PAHs貧13C,可能有木材燃燒排放輸入.

3.3 煤煙塵和機動車尾氣排放對城市環(huán)境空氣PAHs(熒蒽、苯并[ghi]熒蒽、苯并[a]蒽、苯并[b+k]熒蒽)的貢獻率比例均約為 7:3,太原市環(huán)境空氣PAHs污染屬于煤煙塵和機動車尾氣的復合型污染.

[1]Kang Y, Cheung K C, Wong M H. Mutagenicity, genotoxicity and carcinogenic risk assessment of indoor dust from three major cities around the Pearl River Delta [J]. Environment International,2011,37(3):637-643.

[2]郭廣慧,吳豐昌,何宏平,等.太湖水體多環(huán)芳烴生態(tài)風險的空間分布 [J]. 中國環(huán)境科學, 2012,32(6):1032-1039.

[3]Drooge B L v, López J, Fernández P, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in lake sediments from the High Tatras [J].Environmental Pollution, 2011,159(5):1234-1240.

[4]倪進治,陳衛(wèi)鋒,楊紅玉,等.福州市不同功能區(qū)土壤中多環(huán)芳烴的含量及其源解析 [J]. 中國環(huán)境科學, 2012,35(5):921-926.

[5]Perugini M, Visciano P, Giammarino A,et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in marine organisms from the Adriatic Sea, Italy [J].Chemosphere, 2007,66(10):1904-1910.

[6]李志剛,周志華,李少艾,等.深圳市大氣中多環(huán)芳烴的污染特征與來源識別 [J]. 中國環(huán)境科學, 2011,31(9):1409-1415.

[7]Edwards N T. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the terrestrial environment—A Review [J]. Journal of Environmental Quality, 1983,12(4):427-441.

[8]Khalili N R, Scheff P A, Holsen T M. PAH source fingerprints for coke ovens, diesel and, gasoline engines, highway tunnels, and wood combustion emissions [J]. Atmos. Environ., 1995, 29(4):533-542.

[9]劉國卿,張 干,劉德全,等.深圳南頭半島冬季大氣中 PAHs的分布特征與來源 [J]. 中國環(huán)境科學, 2008,28(7):588-592.

[10]O'Malley V P, Abrajano T A J, Hellou J. Determination of the13C/12C rations of individual PAH from environmental samples:can PAH sources be apportioned?[J]. Organic Geochemistry,1994,21(6/7):809-822.

[11]Kim M, Kennicutt M C, Qian Y. Molecular and stable carbon isotopic characterization of PAH contaminants at McMurdo Station, Antarctica[J]. Marine Pollut. Bull., 2006,52(12):1585-1590.

[12]McRae C, Sun C-G, Snape C E, et al. δ13C values of coal-derived PAHs from different processes and their application to source apportionment [J]. Organic Geochemistry, 1999,30(8,Part 2):881-889.

[13]O'Malley V P, Abrajano T A, Hellou J. Stable carbon isotopic apportionment of individual polycyclic aromatic hydrocarbons in St.John’s Harbour, Newfoundland [J]. Environmental Science and Technology, 1996,30(2):634-639.

[14]Peng L, You Y, Bai Z, et al. Stable carbon isotope evidence for origin of atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons in Zhengzhou and Urumchi, China [J]. Geochemical Journal, 2006,40(3):219-226.

[15]朱先磊,劉維立,盧妍妍,等.燃煤煙塵多環(huán)芳烴成分譜特征的研究 [J]. 環(huán)境科學研究, 2001,14(5):4-8.

[16]Widory D. Combustibles, fuels and their combustion products: A view through carbon isotopes [J]. Combustion Theory and Modelling, 2006,10(5):831-841.

[17]彭 林,白志鵬,朱 坦,等.燃煤煙塵和機動車尾氣中 PAHs分子化合物的穩(wěn)定碳同位素研究 [J]. 中國礦業(yè)大學學報, 2005,34(2):218-221.

[18]Okuda T, Kumata H, Zakaria M P, et al. Source identification of Malaysian atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons nearby forest fires using molecular and isotopic compositions [J]. Atmos.Environ., 2002,36(4):611-618.

[19]McRae C, Snape C E, Fallick A E. Variations in the stable isotope ratios of specific aromatic and aliphatic hydrocarbons from coal conversion processes [J]. Analyst, 1998,123(7):1519-1523.

[20]多措并舉太原重拳整治“城中村”燃煤污染[NB/OL]. 山西:黃河新聞網(wǎng), 2012[2012-06-06]. http://www.sxgov.cn/shanxi/shanxi_content/2012-06/06/content_1894334.htm.

[21]Okuda T, Takada H, Naraoka H. Thermodynamic behavior of stable carbon isotopic compositions of individual polycyclic aromatic hydrocarbons derived from automobiles [J]. Polycyclic Aromatic Compounds, 2003,23(2):219-236.

[22]余光輝,李玲玲,李振國,等.太原市主要大氣污染物分析與預測[J]. 環(huán)境科學與管理, 2010,35(4):171-174.

[23]袁 進,彭 林,李 凡,等.太原城區(qū)空氣顆粒物中多環(huán)芳烴的碳同位素組成研究 [J]. 太原理工大學學報, 2007,38(6):503-506.

[24]陳穎軍,畢新慧,麥碧嫻,等.蜂窩煤燃燒煙氣中多環(huán)芳烴的定量研究及粒徑分布特征 [J]. 環(huán)境污染與防治, 2004,26(6):415-417.

[25]Rogge W F, Hildemann L M, Marurek M A, et al. Sources of fine organic aerosol. 2. Noncatalyst and catalyst-equipped automobiles and heavy-duty diesel trucks [J]. Environmental Science and Technology, 1993,27(4):636-651.

[26]Li Z, Mu L, Peng L, et al. Correlation between the concentration of aromatic hydrocarbons and BaP from coke oven fugitive emissions in Shanxi, China [J]. Aerosol and Air Quality Research,2012,12(6):1373–1378.