均匀剂多环芳烃检测方法及国内均匀剂环保性现状

大气中多环芳烃的研究现状大气中多环芳烃(PAHs)是指一类有机污染物，通常是多个环状结构的官能团相互联系，其中至少有一个芳烃单元。

大气中的多环芳烃是指在大气中，对人类健康和生态环境产生影响的挥发性有机化合物。

它们可能来自于汽车尾气、室内污染物和工业烟气排放、自然过程，比如山火、森林燃烧等。

它们一般具有机官毒性、变性性、光催化活性以及生物累积性等特点，并能对大气线性缩略模型和大气范围模型产生影响。

它们也可以影响气溶胶等大气组分，增强大气颗粒物辐射效应，或者影响大气气溶胶颗粒物的混合形态。

实际上，大气中多环芳烃的研究以来已有许多研究成果。

近年来，关于大气中多环芳烃的研究已取得了一些重要的进展。

有关大气中多环芳烃的研究已经扩展到了对其分布、迁移和环境影响的研究。

其中，大气中多环芳烃的来源和排放已有相关的研究成果，包括汽车尾气、室内空气污染物和工业烟气排放、自然过程，如山火、森林燃烧等。

另外，人为活动时产生的有机物，如机动车和船只尾气排放，也会产生大气中的多环芳烃。

有关大气中多环芳烃的环境影响方面，近年来也有一些进展。

大气多环芳烃能影响大气线性缩略模型和大气范围模型，从而影响大气组分的分布和大气污染的演变。

另外，大气多环芳烃也能影响气溶胶的混合形态，从而增强大气颗粒物辐射效应，进而影响大气中其它组分的浓度。

大气多环芳烃还能通过毒性、变性性和光催化活性而可能侵蚀大气污染物，从而影响大气污染的控制。

此外，大气多环芳烃还能影响大气气溶胶成分的分布，引发区域气象的改变。

另外，大气中的多环芳烃会被大气中的其它组分吸收和转化，从而影响大气污染的演变。

大气多环芳烃还可能产生具有毒性的气态产物，从而影响人类健康，包括呼吸道、消化道和血液系统的疾病。

从以上分析可以看出，大气中多环芳烃已经成为当今环境污染领域的研究焦点，其在环境污染中扮演着重要的角色。

因此，相关研究有助于我们更加全面地了解大气多环芳烃的来源、排放、迁移、环境影响和生态效应，从而有助于指导有效的环境保护与管理措施。

国内外橡胶轮胎用均匀剂的研究国内外橡胶轮胎用均匀剂的研究王文芳 高剑琴 罗朝霞 李秋荣 刘慧娜 陈强摘要摘要：：通过GPC、TGA、GC-MS 等仪器分析手段对不同均匀剂进行相关分析。

结果表明：沥青四组分的热稳定性依次为饱和分<芳香分<胶质<沥青质，并可以通过组分分子量的大小及其分布推断其热稳定性的好坏，借助红外光谱测试可以粗略推断产品的芳香性大小。

除了FR120以外，几个均匀剂所用原料比较相似，其中40MS、TNB88原材料和制备工艺的相似性最高，表现在物理性能上二者对胶料的影响也非常相似。

关键词关键词：：均匀剂 沥青四组分 GPC TGA GC-MS均匀剂的主要功能是解决不同极性聚合物的共混，即解决不同极性的橡胶之间或者橡胶与类橡胶或其他聚合物之间的分散。

因此，在化学成分上均匀剂大多是脂肪烃、环烷烃和芳香烃等不同极性成分的混合物。

这种具有不同极性的混合物，显示出与各种高弹体之间良好的相溶性，并且可以通过软化和浸润聚合物的界面来促进混合，使不同极性的聚合物分子之间容易相互移动，达到共混的目的。

除此之外，均匀剂还能提高许多化合物的初始粘性，改善增粘剂的效果，避免填料结块现象的发生[1~2]。

因此，橡胶均匀剂备受人们关注，应用也越来越广泛。

继Struktol 公司40MS 均匀剂问世以来的10余年时间里，国内外相继出现了一系列与40MS 性能相近的产品。

本文主要针对不同生产厂家的橡胶用均匀剂进行分析，弄清产品之间的异同。

目前研究渣油族组成比较普遍的做法是将其分成四个组分，即饱和烃、芳香烃、胶质、沥青质。

饱和烃由正构、异构烷烃和环烷烃组成，属于非极性成分。

芳香烃由单环、双环和稠环芳烃组成，为弱极性成分。

胶质是渣油的主要成分，由大分子量的稠环芳烃和杂原子的化合物组成，属强极性组分。

沥青质是黑褐色到黑色固体物，无固定熔点，相对密度>1.0，与胶质相比较其氢碳比更低，在1.1~1.3之间，是沥青中分子量最大、极性最强部分，其分子量可由几千甚至接近10000，由聚合芳烃、环烷环、烷烃链和杂原子组成，其分子量分布范围很宽，有三种形式沥青质：①.单元片式沥青质：其结构单元是环数不等的缩合芳环形成的芳香片，在芳环上还连接着长度及数量不等的侧烷基和环烷环，而形成三维网状结构称之为单元片；②.胶粒式沥青质：由4—5个单元片堆积的胶粒而组成；③.胶束式沥青质：由许多胶粒缔合在一起而形成的胶束所组成。

水质 多环芳烃类的测定 高效液相色谱法编 制 说 明（征求意见稿）沈阳市环境监测中心站2008年3月水质 多环芳烃类的测定 高效液相色谱法编 制 说 明一、任务来源2007年2月国家质检总局公布了《关于下达2007年第一批国家标准制修订项目经费的通知》（国质检财函[2007]971 号），向沈阳市环境监测中心下达了编制《水质 多环芳烃类的测定 高效液相色谱法》的项目计划。

根据环境保护部科技标准司的意见，由沈阳市环境监测中心承担《水质 多环芳烃类的测定 高效液相色谱法》的编制工作。

二、编制目的和意义多环芳烃（简称PAHs或PNA）是一类非常重要的化学三致物（致癌、致畸、致突变），因其具有生物难降解性和累积性，所以广泛存在于水体、大气、土壤、生物体等环境中。

多环芳烃引起的环境污染越来越引起人们的重视，它已成为世界许多国家的优先监测物。

1976年EPA列出了16项PAHs为优先控制污染物。

1990年我国提出的68种水体优先控制污染物中有7种属于PAHs。

PAHs主要是在煤、石油等矿物性燃料不完全燃烧时产生的，主要的污染源是焦化、石油炼制、冶炼、塑胶、制革、造纸等工业排放的三废物质以及船舶油污、机动车尾气、香烟烟雾等等。

自1775年Pott医生发现扫烟囱工人患阴囊癌至今，许多人研究了PAHs的致癌性，其中已有不少被确定或被怀疑具有致癌、致畸或致突变作用。

尤其是苯并[a]芘和荧蒽是强致癌物质，严重影响人体健康，所以日益受到人们的关注。

人们对空气中多环芳烃的污染研究较多，实际上多环芳烃是水中普遍存在的污染物质，多环芳烃在不同水体中的分布取决于它们的污染源。

我国原有的标准方法GB 13198-91规定了测定水体中六种特定多环芳烃的高效液相色谱法，但已不能满足当前环境监测和管理的需要。

因此，修订GB 13198-91标准，将会进一步完善我国的有机污染物分析方法体系，努力使环境保护标准与环保目标相衔接。

修订该标准由环境保护部科技标准司提出，由沈阳市环境监测中心站起草。

多环芳烃检测,多环芳烃检测报告多环芳烃检测,多环芳烃检测报告1,多环芳烃: 是指具有两个或两个以上苯的一类有机化合物。

多环芳烃是分子中含有两个以上苯环的碳氢化合物，包括萘、蒽、菲、芘等150 余种化合物。

2,来源与接触机会:食品中含有一定朝气多环芳烃，其主要来源为，在食品的加工过程中，特别在烟熏、火烤或烘焦过程中滴在为上的油脂也能热聚产生苯并[a]芘，有人认为这是烤制食品中苯并[a]芘的主要来源。

贮存过程中窗口或包装纸，含有不纯的油脂浸出溶剂提取的油脂中含有一定量的多环芳烃;在沥表路上凉晒粮食被沥青污染。

大气、水和土壤等环境中的多环芳烃可以使粮食、水果和蔬菜受到污染。

3,自然环境中多环芳烃的含量极微.主要来源于森林火灾和火山爆发.在为人类的生产和生活环境中,煤矿、木柴、烟叶以及汽油、柴油、重油等各种石油馏份燃烧，烹调幅烟，以及废弃物等均可造成环境中多环芳烃的污染。

此外，煤的汽化和液化过程、石油的裂解过程均可产生多环芳烃。

四环以下分子量较的多环芳烃多以蒸气态存在，而分子量较大的则被吸附在颗粒物表面，尤其是在小于5μM 的颗粒上，可以进入肺的深部。

空气中的颗粒可以在空气中悬浮几天到几周，从而形成远距离转移。

已知城市的气溶胶和烟尘中还含有硝基和羟基硝基多环芳烃，具有具直接的突变作用，不需要以过代谢活化，其，其致突变性比无硝基的多环芳烃更强。

4,预防和防治措施: 燃料必须燃烧充分，可减少多环芳烃的生成量。

室内加强通风换气，降低室内的多环芳烃含量。

生产性无机粉法主要引起以肺组织纤维化为主的全身性疾病，尘肺和粉尘沉着症等疾病。

有机粉尘可以引起支气管哮喘、棉尘症、职业性过悔性肺炎、非特异性阻塞性肺病等。

有些粉尘例如金属尘(镍、铬、砷、)和石棉等可以引起肺部。

粉尘作用于呼吸道黏膜，初为毛细血管扩张和在量分泌黏液等机能亢进等表现，这是保护性反应，随后形成肥大性改变，终可由于营养不足形成萎缩性改变。

经常接触粉尘还可以引起皮肤、耳和眼等器官疾病。

环保测试PAHS检测多环芳烃检测怎么做？PAHs检测主要是测试各种材料或产品中的16种多环芳烃物质。

根据欧盟CE认证中的2005/69/EC指令规定：凡是直接投放市场的添加油或用于制造轮胎的添加油，其苯并吡（BaP）含量不得超过1mg/kg，同时6种PAHs的总含量应低于10mg/kg。

而根据德国GS认证要求凡是电动工具等产品都需要进行强制PAHs检测。

而且美国的EPA标准也要求对16种PAHs进行检测。

常见PAHs检测产品：pvc材料、橡胶及橡胶制品、木炭、染料、涂料、海绵、键盘、插头、扶手、软性聚合物材料、防护材料、玩具、食物、儿童用品电子产品、电池材料、焊材、汽车塑料零件、有机化合物、塑料包装箱、塑料手柄、塑料产品、电线电缆、增塑剂、脱模剂、填充剂等等。

16种PAHs检测种类：1.萘2.苊烯3.苊4.芴5.菲6.蒽7.荧蒽8.芘9.苯并（a）蒽10.屈11.苯并（b）荧蒽12苯并(k)荧蒽13.苯并（a）芘14.茚苯（1,2,3-cd）芘15.二苯并（a,n）蒽16.苯并（ghi）北（二萘嵌苯）。

常见PAHs检测标准：国际参考标准：GOST31745-2012 食品.通过高效液相色谱法(HPLC)对多环芳香烃(PAHs)的测定、GOSTRISO16000-12-2011室内空气.第12部分:多氯化联二苯(PCBs),多氯二联苯戴奥辛(PCDDs),多氯二联苯夫喃(PCDF)和多环芳烃(PAHs)的抽样策略德国参考标准：VDE0042-1-10-2016Determinationofcertainsubstancesinelectrotechnicalproducts-Pa rt10:Polycyclicaromatichydrocarbons(PAHs)inpolymersandelectronicsbygaschromato graphy-massspectrometry(GC-MS)(IEC111/424/CD:2016) 、DINENISO16000-12-2008室内空气.第12部分:多氯化联二苯(PCBs)、多氯二联苯戴奥辛(PCDDs)、多氯二联苯夫喃(PCDFs)和多环芳烃(PAHs)的抽样策略英国参考标准：BSENISO16000-12-2008室内空气.多氯化联二苯(PCBs),多氯二联苯戴奥辛(PCDDs),多氯二联苯夫喃(PCDFs)和多环芳烃(PAHs)的抽样策略韩国参考标准：KSIISO16000-12-2009室内空气.第12部分:多氯化联二苯(PCBs)、多氯二联苯戴奥辛(PCDDs)、多氯二联苯夫喃(PCDFs)和多环芳烃(PAHs)的抽样策略。

一、引言大气中的多环芳烃是一类重要的有机污染物，它们具有高毒性、难降解等特点，对人类健康和环境造成了严重的危害。

因此，对大气中多环芳烃的研究一直是环境科学领域的热点之一。

二、多环芳烃的来源多环芳烃主要来自于燃烧过程和化石燃料的使用。

燃烧过程中，如烟草、木材、煤炭等的燃烧都会释放多环芳烃。

此外，汽车尾气、工业废气等也是多环芳烃的重要来源。

三、多环芳烃的危害多环芳烃具有高毒性和难降解的特点，对人类健康和环境造成了严重的危害。

多环芳烃可以通过空气、水和食物等途径进入人体，对人体的神经系统、免疫系统和内分泌系统等造成损害，甚至会引发癌症等疾病。

四、多环芳烃的研究现状目前，对大气中多环芳烃的研究主要集中在以下几个方面：1. 监测方法的研究。

多环芳烃的检测方法主要包括气相色谱-质谱联用技术、高效液相色谱技术等。

这些方法可以对大气中多环芳烃的种类和含量进行准确的检测。

2. 污染源的识别和排放控制。

通过对多环芳烃的来源和排放进行研究，可以制定相应的控制措施，减少多环芳烃的排放量。

3. 污染物的迁移和转化研究。

多环芳烃在大气中的迁移和转化过程对其在环境中的分布和影响具有重要意义。

因此，对多环芳烃在大气中的迁移和转化进行研究，可以更好地了解其在环境中的行为规律。

五、结论大气中多环芳烃的研究是环境科学领域的热点之一。

多环芳烃的来源和危害已经得到了广泛的关注，对其进行监测和控制是保护环境和人类健康的重要措施。

未来，我们需要进一步深入研究多环芳烃在大气中的行为规律，为制定更加有效的环境保护措施提供科学依据。

大气中多环芳烃的研究现状
为了了解大气中PAHs的含量和分布，研究人员开发了各种监测方法。

传统的方法包括高效液相色谱、气相色谱和质谱等技术，这些方法可以定
量和鉴定PAHs的特定化合物。

然而，这些方法通常昂贵且时间耗费大，
仅适用于实验室研究。

随着技术的发展，一些新兴的监测方法被应用于现
场监测，如传感器技术、毛细管电泳和光谱学等。

这些方法具有快速、灵
敏和便携等特点，在大气监测中具有广阔的应用前景。

大气中PAHs对人类健康和环境造成的潜在危害已得到广泛关注。

许
多PAHs被证明是致癌物质，这些化合物可以被吸入呼吸道，增加癌症的
风险。

此外，PAHs还可以通过食物链进入人体，对内分泌系统和免疫系
统产生不利影响。

对于环境而言，PAHs可以污染土壤和水体，对植物和
动物造成毒性效应，并破坏生态系统平衡。

土壤中多环芳烃的提取与净化方法研究现状土壤中多环芳烃（PAHs）是一种常见的环境污染物，由于其具有强烈的毒性和致癌性，因此对其进行研究和监测具有重要的意义。

研究表明，多环芳烃在土壤中的迁移和转化受到土壤物理、化学和生物因素的影响。

因此，提取和净化土壤中的多环芳烃样品是土壤环境研究的关键步骤之一。

本文综述了土壤中多环芳烃的提取和净化方法的研究现状。

1. 固相微萃取技术固相微萃取（SPME）是一种新兴的样品前处理技术，主要用于提取土壤样品中的挥发性有机物，可以实现快速、高效、无毒的提取。

SPME技术的优点是可以减少溶剂的使用量和实验时间，提高分析效率，但是该技术并不适用于所有PAHs的分子大小和挥发性不同。

2. 液-液萃取技术液-液萃取是一种常见的样品前处理技术，常用的溶剂包括正庚烷、乙酸乙酯、甲苯等。

液-液萃取的优点是提取率高，因此可得到足够量的样品，但是该技术需要大量溶剂，因此在环境保护方面存在问题。

3. 超声波萃取技术超声波萃取技术主要利用超声波对土壤样品进行震荡，从而使PAHs转移到有机溶剂中，达到提取的目的。

该技术的优点是操作简单、提取率高、可重复性好和可靠性高，但是存在分子间作用力和样品完整性的问题。

热萃取技术是一种高效、快速、环保的提取方法，主要利用高温使PAHs挥发并转移到有机溶剂中。

该技术的优点是操作简单、提取效率高、易于自动化和低成本，但是需要使用高温设备，操作不便，而且容易造成分析结果的偏差。

固相萃取（SPE）是一种新兴的样品前处理技术，主要用于提取土壤样品中的非挥发性有机物，具有选择性好、净化效果好等优点。

该技术的缺点是需要使用洗脱剂进行清洗和再生，提高了操作成本和污染风险。

在进行土壤中多环芳烃的检测前，需将土壤样品中的异物和干扰物质去除，以保证检测结果的准确性和可靠性。

常见的土壤样品净化方法包括以下几种：1. 氧化还原净化法氧化还原净化法主要利用氧化剂和还原剂对土壤样品进行处理，去除土壤中的有机质和有机物降解产物，具有操作简单、反应时间短、净化效果好等优点，但是需要使用化学品进行处理，存在环保隐患。

多环芳烃测评报告模板一、实验目的本实验旨在测定水样中多环芳烃的含量，并评估其对人体健康和环境的潜在影响。

同时，为环保部门和相关研究者提供参考数据。

二、实验原理多环芳烃是一种多环芳香化合物，由多个苯环组成。

常见的多环芳烃包括苯并芘、苯并苯并芘、苯并荧蒽等。

多环芳烃对人体健康和环境有潜在影响，其在水中的监测是环境保护的必要措施之一。

本实验采用高效液相色谱技术测定水样中多环芳烃含量。

首先通过固相萃取法提取水样中的目标物质，然后通过高效液相色谱技术对多环芳烃进行分离和定量分析。

三、实验步骤1.将样品水（1000mL）转移至一玻璃瓶中。

2.在样品水中加入纯化的三氯甲烷（10mL），并使用电动搅拌器混合均匀。

3.加入固相萃取柱，在柱底放置少量岩棉，固相萃取柱上方放置少量无水硫酸钠，并在最顶层加入少量海绵，然后将样品水通过柱底部进行过滤。

4.在固相萃取柱上方加入苯并芘标准溶液（10μg/mL）0.2mL，苯并苯并芘标准溶液（5μg/mL）0.2mL和苯并荧蒽标准溶液（5μg/mL）0.2mL。

使用旋转蒸发器将所有物质转移至固相萃取柱顶部的海绵中。

5.柱底部的固相萃取柱用5%硝酸乙酯Eluens加以洗脱，接收洗脱液。

6.将接收洗脱液体积调整至2.0mL，使用高效液相色谱仪进行测定。

四、数据处理和结果分析多环芳烃的含量使用μg/L作为单位。

多环芳烃浓度测定结果如下：标准物质检测结果苯并芘 1.2苯并苯并芘0.8苯并荧蒽 1.0综合多环芳烃含量C可以用公式C = (C1 + C2 + … + Cn) / n计算得出，其中n为多环芳烃的种类数。

根据公式计算，本实验测定的多环芳烃含量为1.0μg/L。

五、结论根据实验结果，水样中多环芳烃含量为1.0μg/L，属于可接受范围内。

但需要注意，多环芳烃含量若超过一定标准，会对环境和人体造成潜在威胁。

本实验所采取的高效液相色谱技术可快速、准确地检测水样中多环芳烃含量，为环保部门和相关研究者提供重要数据。

多环芳烃检测各位读友大家好，此文档由网络收集而来，欢迎您下载，谢谢多环芳烃的检测多环芳烃检测方法信标检测分析技术服务中心提供包括汽车内饰、石化产品、橡胶、塑胶、润滑油、防锈油等产品的多环芳烃的检测分析服务。

1标准检测方法目前GC-FID、GC-MS和HPLC-UV/FL是检测PAHs最常用的方法。

气相色谱具有高选择性、高分辨率和高灵敏度的特性，而且由于多环芳烃的热稳定性，用质谱作为检测器时，能够得到大的分子离子峰和很少的碎片离子，所以用GC-MS测定时能够得到很高的灵敏度，与GC-FID相比，GC-MS在定性方面更准确。

相对于气相色谱，液相色谱可以更好地测定低挥发性的多环芳烃，并能够有效分离多环芳烃的同分异构体。

在分离复杂的PAHs母体化合物及样品净化方面有着相当的优势。

在PAHs的标准检测方法中以GC-MS为检测手段的主要有：针对大气的EPATO-13A、ISO12884:2000(E)、ASTMiD6209-98(xx)等方法；针对饮用水的方法；针对废水的EPA1625方法；针对固体废气物的EPA8270D；针对土壤的EPA8275A和ISO18287:xx方法。

以LC-UV/FL为检测手段的标准方法主要有：针对大气的ISO16362:xx；针对饮用水的EPA550、ISO79811:xx、ISO79812:xx、ISO17993:2002和我国的GB13198-91；针对固体废气物的EPA8310；针对土壤的ISO13877:1998。

以GC-FID作为检测器的有：EPA8100方法。

2新的检测方法化学电离源质谱法测定多环芳烃由于GC-MS在定性方面具有很好的准确性，该方法是标准方法比较认可的检测手段。

在标准方法中GC-MS测定多环芳烃都是用的电子轰击离子源。

近年来，将化学电离源用于测定多环芳烃的某些同分异构体。

Simonaick等将CI 源用于测定高分子量的PAHs的同分异构体，方法的分辨率由C28H14和C30H14两组同分异构体进行了评价，该方法能够较好的预测他们的质谱结果。

多环芳香烃检测
多环芳香烃（PAHs）是一类挥发性有机物，能够在大气中存活很长的时间，而且还可能会通过食物链的方式进入人体。

多环芳香烃可能会对环境及人体产生不利的影响，因此需要对其进行检测。

多环芳香烃检测技术是一种可以检测出大气中多环芳香烃含量
的技术。

这种技术可以用来测定环境中的多环芳香烃污染物，并且可以用于检测食物、土壤、油品等样品中的多环芳香烃含量。

多环芳香烃检测技术的具体测试原理是使用气相色谱-质谱
（GC-MS）技术。

首先，将样品通过热解和分离等方法分解成更小的
分子，然后通过气相色谱仪进行分析，分析出样品中不同种类的多环芳香烃，最后用质谱仪对识别出的物质进行确认。

多环芳香烃检测技术主要有气相色谱-质谱、气相色谱-火焰发光、紫外-可见光谱、红外光谱、原子吸收光谱仪等几种技术。

以上几种
技术都可以用来测定气体、液体、固体及其他任何物质中的多环芳香烃含量，而且这几种技术检测的结果都一致。

多环芳香烃检测的重要性在于，多环芳香烃是一类有毒的化合物，当它们污染大气时，它们会散发出不良的有毒气体，对人体健康和环境造成极大的损害。

另外，多环芳香烃还可以进入人体通过不同的方式，比如食物链、食物食用等，因此检测多环芳香烃也很重要。

总之，多环芳香烃检测是一种重要的技术，它可以帮助我们了解大气中多环芳香烃的污染状况，从而采取有效的防治措施。

此外，它还可以用来检测样品中的多环芳香烃含量，以确保我们的环境及食物
安全健康。

空气颗粒物中多环芳烃分析方法综述空气颗粒物中多环芳烃（PAHs）是一类广泛存在于大气颗粒物中的有害物质。

多环芳烃具有强烈的致癌、致突变和致畸性等毒性，对人类健康和生态环境造成重要的危害。

因此，对空气中PAHs进行准确可靠的监测和控制，对于人类健康和生态环境保护意义重大。

本文将综述目前常用的PAHs分析方法，包括色谱法、质谱法、光谱法等。

针对每种方法的原理、优缺点、适用范围进行详细阐述，以期为环境检测及科学研究提供参考。

一、色谱法色谱法是一种常见的PAHs分析方法，主要有气相色谱法和液相色谱法两种。

其中，气相色谱法是目前最为常用的PAHs分析方法，广泛应用于环境和生态科学领域。

其原理是基于不同PAHs在固定相和流动相作用下的特异性分离，再通过色谱柱质谱联用技术对PAHs 进行定性和定量分析。

优点：气相色谱法对PAHs的分离效果较好，分析速度快、分辨率高、精确度高。

缺点：气相色谱法对PAHs的分离是在高温下完成的，容易分解产生误差。

在色谱分析过程中，还需进行样品预处理和洗脱等操作，需要较长的试验操作和时间。

适用范围：气相色谱法适用于多种PAHs的分析，如水样、土壤样、大气颗粒物等。

二、质谱法质谱法是通过对PAHs的碎片离子进行检测和分析的方法，包括四极杆质谱、飞行时间质谱等。

目前，常用的是基于液相色谱质谱联用技术的中高分辨率质谱法。

优点：质谱法对PAHs的检测灵敏度高、特异性好、分离能力强。

可以快速高效地检测PAHs的含量，无需进行进一步的分离操作。

缺点：质谱法分析设备昂贵，维护困难。

样品消解的条件限制了其应用范围，且质谱法对样品的物质种类和溶液合适性有限。

三、光谱法光谱法是通过检测分析物的吸收、荧光等光学性质来分析PAHs的方法，包括紫外-可见光谱、荧光光谱、原子吸收光谱等。

其中，荧光光谱是应用较广泛的方法，其原理是PAHs在特定条件下发出特定波长的荧光信号，通过荧光信号来检测PAHs的含量。

优点：光谱法检测PAHs的方法简单、快速、可重复性较好，可进行在线或无损检测。

我国生态环境中多环芳烃污染状况研究进展摘要：多环芳烃是空气中普遍存在的一种有机污染物，对环境影响极大。

挥发性有机物大多具有毒性，在破坏人类生存环境的同时，也严重威胁到人体的健康。

虽然不同行业标准对挥发性有机物的定义不同，但整体上具有共同点，即具有一定的毒性，会对自然环境造成污染，以及对人体健康造成损害。

基于此，本文章对我国生态环境中多环芳烃污染状况研究进展进行探讨，以供相关从业人员参考。

关键词：生态环境；多环芳烃；污染状况；研究进展引言人类城市的不断发展有利有弊，其中城市废气排放就是一种弊端，主要对自然生态中的大气环境造成了污染影响，即城市向大气排放的废气大多为有机废气，内部有很多挥发性有机物，这些有机物会混入空气当中，如果被人吸入体内，很容易对人身体健康造成影响，而在城市不断发展过程中，大气环境内积累了大量的挥发性有机物，现已形成了严重的污染，对人类生活质量及整个自然生态都造成了负面影响。

一、挥发性有机物挥发性有机化合物是参与气体大光化学反应的有机化合物，包括非甲烷总碳氢化合物(烷基、烯烃、乙炔、芳香烃等)。

空气微生物(醛、棉花、酒精、乙醚等)。

氯生物、氮生物、硫化物生物等。

它们是臭氧和微粒污染的重要前体。

挥发性有机化合物主要来自石油化工、化工、包装、印刷、油漆等行业。

近年来，挥发性有机化合物的排放继续增加，对大气环境的影响越来越大。

二、我国生态环境中多环芳烃污染状况第一是自然排放，即自然环境中可能会发生火灾、火山喷发等现象，这些现象会排放出大量多环芳烃，且即使是普通的植物，其在自身生长代谢过程中也会不断排放出大量多环芳烃；第二是人为排放，即人类主要居住的城市环境由多个层次组成，包括工业环境、交通环境等，这两个环境层次内的工业活动、交通活动就会排放大量的多环芳烃。

同时人为排放因素下，多环芳烃还有很多，诸如焚烧垃圾、废弃物等也会排放出大量多环芳烃。

相比之下，自然排放因素下的多环芳烃排放量远超人为排放，但是人为排放下的多环芳烃量级同样不可忽视，且排放废气内包含的多环芳烃数量很多，最多可达600余种，其中大部分都会对人体肝脏、神经、血液造成影响，如果人长期处于含有大量多环芳烃的大气环境中，就很容易出现癌症等重大疾病，因此虽然自然排放因素下的多环芳烃量级更大，但是人为因素下排放出的多环芳烃危害性更强。

环境样品中多环芳烃检测方法的研究进展大纲：本文对近对环境样品中多环芳烃的的样品前办理技术和测定方法的研究进展作了一个综述。

主要介绍了液液萃取、固相萃取、索氏提取,等前办理技术以及光谱法、高效液相色谱法、质谱联用法、酶联免疫等检测方法。

谈论了环境中多环芳烃的检测技术的发展远景。

要点字多环芳烃检测高效液相色谱法分光光度法1.前言多环芳烃(Polycyclic Aromatic Hydrocarbons，PAHs)是指分子中含有两个或两个以上苯环的碳氧化合物，它是由烟草烟雾，汽车尾气，石油蒸馏物，煤炭，木材，油等的不完满燃烧等产生的，宽泛存在于水，空气，大气，土壤以及食品中是一种宽泛存在的环境有机污染物。

由于这类物质拥有较强的致畸、致癌、致突变作用[1]，近来几年来多环芳烃的污染与防治碰到世界宽泛重视。

我国饮用水卫生标准规定多环芳烃的代表性物质苯并（a）芘在水中的含量应小于0．01ug／L，而美国环保局列出了包括萘、蒽、芘在内的16种优先控制多环芳烃，要求它们的总量不得高于0．2ug／L[2]。

PAHs在环境中存在的浓度一般为痕量或超痕量级，且环境样品基体复杂，搅乱物多，牢固性差，平时很难直接测定，所以对样品进行预办理以富集待测组分，除掉基体的搅乱，提高检测的矫捷度、降低检测限是解析工作者火燎眉毛的任务。

本文对多环芳烃样品的前办理以及解析方法的最新研究进展做了一个综述2不同样基制中多环芳烃的萃取方法2.1土壤环境中的多环芳烃可以经过降雨、降雪和降尘等多种方式进入土壤, 由于土壤基质较为复杂，对土壤中多环芳烃的测定较其他介质更为困难。

传统的萃取方法与净化方法有2.1.1索氏提取法萃取法效率高, 但是这类方法是费时冗长的, 约需十几小时甚至更长。

自动索氏提取方法采用加热浸泡与淋洗同时进行，大大加快了萃取过程，同时用商品化的固相萃取小柱代替人工填充的层析柱进行净化，简化了手工操作步骤，提高了方法的正确度与重现性。

第３５卷㊀第２期２０１６年㊀㊀２月环㊀境㊀化㊀学ＥＮＶＩＲＯＮＭＥＮＴＡＬＣＨＥＭＩＳＴＲＹＶｏｌ．３５，Ｎｏ．２Ｆｅｂｒｕａｒｙ２０１６㊀２０１５年８月３日收稿（Ｒｅｃｅｉｖｅｄ：Ａｕｇｕｓｔ３，２０１５）．㊀∗江苏省环境监测基金（１４１３）资助．ＳｕｐｐｏｒｔｅｄｂｙｔｈｅＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｏｎｉｔｏｒｉｎｇＦｕｎｄｏｆＪｉａｎｇｓｕＰｒｏｖｉｎｃｅ（１４１３）．㊀∗∗通讯联系人，Ｔｅｌ：０２５⁃８６５７５２３２；Ｅ⁃ｍａｉｌ：ｇａｏｚｈａｎｑｉ２００５＠１６３．ｃｏｍＣｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇａｕｔｈｏｒ，Ｔｅｌ：０２５⁃８６５７５２３２，Ｅ⁃ｍａｉｌ：ｇａｏｚｈａｎｑｉ２００５＠１６３．ｃｏｍＤＯＩ：１０．７５２４／ｊ．ｉｓｓｎ．０２５４⁃６１０８．２０１６．０２．２０１５０８０３０１高占啟，杨雪，彭英．新型有机污染物氯代多环芳烃分析方法及其污染现状研究进展［Ｊ］．环境化学，２０１６，３５（２）：２８７⁃２９６ＧＡＯＺｈａｎｑｉ，ＹＡＮＧＸｕｅ，ＰＥＮＧＹｉｎｇ．Ａｎａｌｙｔｉｃａｌｍｅｔｈｏｄｓａｎｄｐｏｌｌｕｔｉｏｎｓｔａｔｕｓｏｆａｎｅｗｃｌａｓｓｏｆｏｒｇａｎｉｃｃｏｎｔａｍｉｎａｎｔｓ⁃ｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２０１６，３５（２）：２８７⁃２９６新型有机污染物氯代多环芳烃分析方法及其污染现状研究进展∗高占啟∗∗㊀杨㊀雪㊀彭㊀英（国家环境保护地表水环境有机污染物监测分析重点实验室，江苏省环境监测中心，南京，２１００３６）摘㊀要㊀氯代多环芳烃（Ｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ，Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ）作为多环芳烃的氯代衍生物，具有类似二英的致癌㊁致畸㊁致突变毒性，并且广泛存在于环境介质中，对生态环境和人类健康具有一定的潜在威胁．本文介绍了Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ在不同环境介质中的分析方法㊁污染现状㊁迁移转化及其毒性效应，最后对其未来研究方向进行了展望．在今后，应该加强污泥和沉积物等复杂环境基质中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的分析方法研究；系统研究Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ在环境介质中的污染现状和迁移转化行为，并开展Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的环境风险和人体健康风险研究．关键词㊀氯代多环芳烃，分析方法，污染现状，毒性效应．Ａｎａｌｙｔｉｃａｌｍｅｔｈｏｄｓａｎｄｐｏｌｌｕｔｉｏｎｓｔａｔｕｓｏｆａｎｅｗｃｌａｓｓｏｆｏｒｇａｎｉｃｃｏｎｔａｍｉｎａｎｔｓ⁃ｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓＧＡＯＺｈａｎｑｉ∗∗㊀㊀ＹＡＮＧＸｕｅ㊀㊀ＰＥＮＧＹｉｎｇ（ＳｔａｔｅＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＭｏｎｉｔｏｒｉｎｇａｎｄＡｎａｌｙｓｉｓｆｏｒＯｒｇａｎｉｃＰｏｌｌｕｔａｎｔｓｉｎＳｕｒｆａｃｅＷａｔｅｒ，ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＭｏｎｉｔｏｒｉｎｇＣｅｎｔｅｒｏｆＪｉａｎｇｓｕＰｒｏｖｉｎｃｅ，Ｎａｎｊｉｎｇ，２１００３６，Ｃｈｉｎａ）Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ（Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ）ａｒｅｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｄｅｒｉｖａｔｉｖｅｓｏｆＰＡＨｓａｎｄｈａｖｅｏｂｖｉｏｕｓｃａｒｃｉｎｏｇｅｎｉｃｉｔｙ，ｔｅｒａｔｏｇｅｎｉｃｉｔｙａｎｄｇｅｎｅｔｉｃｔｏｘｉｃｉｔｙ．Ｃｌ⁃ＰＡＨｓａｒｅｗｉｄｅｌｙｐｒｅｓｅｎｔｉｎｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｎｄｐｏｓｅａｐｏｔｅｎｔｉａｌｔｈｒｅａｔｔｏｔｈｅｅｃｏｌｏｇｉｃａｌｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｎｄｈｕｍａｎｈｅａｌｔｈ．Ｉｎｔｈｉｓａｒｔｉｃｌｅ，ｔｈｅａｎａｌｙｔｉｃａｌｍｅｔｈｏｄｓ，ｐｏｌｌｕｔｉｏｎｓｔａｔｕｓ，ｍｉｇｒａｔｉｏｎａｎｄｔｒａｎｓｐｏｒｔａｔｉｏｎｂｅｈａｖｉｏｒ，ａｎｄｔｏｘｉｃｏｌｏｇｉｃａｌｅｆｆｅｃｔｓｏｆＣｌ⁃ＰＡＨｓｗｅｒｅｉｎｔｒｏｄｕｃｅｄ．Ｆｉｎａｌｌｙ，ｔｈｅｆｕｔｕｒｅｒｅｓｅａｒｃｈｄｉｒｅｃｔｉｏｎｓｏｆＣｌ⁃ＰＡＨｓｗｅｒｅｄｉｓｃｕｓｓｅｄ．Ｉｎｔｈｅｆｕｔｕｒｅ，ａｎａｌｙｔｉｃａｌｍｅｔｈｏｄｓｏｆＣｌ⁃ＰＡＨｓｉｎｃｏｍｐｌｅｘｓａｍｐｌｅｓｓｕｃｈａｓｓｌｕｄｇｅａｎｄｓｅｄｉｍｅｎｔａｒｅｎｅｅｄｅｄ．Ｉｎａｄｄｉｔｉｏｎ，ｓｙｓｔｅｍａｔｉｃｓｔｕｄｉｅｓｏｎｔｈｅｐｏｌｌｕｔｉｏｎｓｔａｔｕｓ，ｔｒａｎｓｐｏｒｔａｔｉｏｎａｎｄｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆＣｌ⁃ＰＡＨｓｉｎｔｈｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｓｈｏｕｌｄｂｅｅｎｈａｎｃｅｄ．Ｍｏｒｅｏｖｅｒ，ｔｈｅｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆＣｌ⁃ＰＡＨｓｔｏｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｎｄｈｕｍａｎｈｅａｌｔｈｓｈｏｕｌｄｂｅｃｏｎｄｕｃｔｅｄ．Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ，ｐｏｌｌｕｔｉｏｎｓｔａｔｕｓ，ａｎａｌｙｔｉｃａｌｍｅｔｈｏｄｓ，ｔｏｘｉｃｉｔｙ．氯代多环芳烃（Ｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ，Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ）是多环芳烃（Ｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ，ＰＡＨｓ，ȡ３环）的一个或多个氢原子被氯原子取代的芳香烃类化合物，从结构上２８８㊀环㊀㊀境㊀㊀化㊀㊀学３５卷可以看成二英与多环芳烃的杂交体［１］，其形成机理与二英㊁ＰＡＨｓ相类似［２］．汽车尾气排放㊁固体废弃物焚烧㊁化石燃料燃烧㊁电子垃圾粗放式拆解以及其它含氯化学工业过程均可产生Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ．含有２个苯环的多氯萘（Ｐｏｌｙｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｎａｐｈｔｈａｌｅｎｅｓ，ＰＣＮｓ）也可以看做Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的一类，其结构㊁物理化学特性和用途与多氯联苯相似，具有亲脂性㊁共平面性等，关于ＰＣＮｓ的检测方法㊁持久性㊁生物累积性㊁毒性㊁环境污染水平以及人体暴露水平均已有广泛的报道［３⁃７］．而３环及３环以上Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ是人类无意识生产的副产物，研究还非常有限．３环及３环以上Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ在环境中非常稳定，并具有持久性，很容易在鱼类和哺乳动物的脂肪组织中形成生物累积，具有多氯联苯（Ｐｏｌｙｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｂｉｐｈｅｎｙｌｓ，ＰＣＢｓ），二英（Ｔｅｔｒａｃｈｌｏｒｏｄｉｂｅｎｚｏ⁃ｐ⁃ｄｉｏｘｉｎ，ＴＣＤＤ）类似的环境行为［８］．毒理研究初步表明，Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ具有类似二英的致癌㊁致畸㊁致突变毒性［９⁃１０］，其毒性与母体相当甚至高于母体，成为一类新型的高风险有机污染物，对生态环境和人类健康具有一定的潜在威胁．表１列出了主要Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的物理化学参数．本文综述了近几年国内外对Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的分析方法和污染现状研究，并对其今后的相关研究发展趋势进行了展望．表１㊀主要Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ名称和理化性质Ｔａｂｌｅ１㊀Ｎａｍｅｓａｎｄｐｈｙｓｉｃ⁃ｃｈｅｍｉｃａｌｄａｔａｏｆｔｈｅｃｏｍｍｏｎＣｌ⁃ＰＡＨｓ化合物名称Ｃｏｍｐｏｕｎｄｓ简写Ａｂｂｒｅｖｉａｔｉｏｎ结构式Ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ分子式Ｆｏｒｍｕｌａｅ分子量ＭＷ沸点／ħＢｏｉｌｉｎｇｐｏｉｎｔｌｇＫｏｗ蒸汽压Ｖｐ／（ｍｍＨｇ）２⁃ｍｏｎｏｃｈｌｏｒｏａｎｔｈｒａｃｅｎｅ２⁃ＣｌＡｎｔＣ１４Ｈ９Ｃｌ２１２．０４３７０．１４．９９２．４２ˑ１０－５９⁃ｍｏｎｏｃｈｌｏｒｏａｎｔｈｒａｃｅｎｅ９⁃ＣｌＡｎｔＣ１４Ｈ９Ｃｌ２１２．０４３７０．１４．９９２．４２ˑ１０－５９，１０⁃ｄｉｃｈｌｏｒｏａｎｔｈｒａｃｅｎｅ９，１０⁃Ｃｌ２ＡｎｔＣ１４Ｈ８Ｃｌ２２４６．００４０１．３５．６３２．７７ˑ１０－６９⁃ｍｏｎｏｃｈｌｏｒｏｆｌｕｏｒｅｎｅ９⁃ＣｌＦｌｕＣ１３Ｈ９Ｃｌ２００．０４３２２．１４．９９５．３７ˑ１０－４２，７⁃ｄｉｃｈｌｏｒｏｆｌｕｏｒｅｎｅ２，７⁃Ｃｌ２ＦｌｕＣ１３Ｈ８Ｃｌ２２３５．１１３７０．７６．２６２．３２ˑ１０－５９，９⁃ｄｉｃｈｌｏｒｏｆｌｕｏｒｅｎｅ９，９⁃Ｃｌ２ＦｌｕＣ１３Ｈ８Ｃｌ２２３５．１１３２５．８４．２４．２８ˑ１０－４３，９⁃ｄｉｃｈｌｏｒｏｐｈｅｎａｎｔｈｒｅｎｅ３，９⁃Ｃｌ２ＰｈｅＣ１４Ｈ８Ｃｌ２２４７．１２３９０．８５．６３５．８１ˑ１０－６９⁃ｍｏｎｏｃｈｌｏｒｏｐｈｅｎａｎｔｈｒｅｎｅ９⁃ＣｌＰｈｅＣ１４Ｈ９Ｃｌ２１２．６７３７０．１４．９９２．４２ˑ１０－５㊀２期高占啟等：新型有机污染物氯代多环芳烃分析方法及其污染现状研究进展２８９㊀续表１化合物名称Ｃｏｍｐｏｕｎｄｓ简写Ａｂｂｒｅｖｉａｔｉｏｎ结构式Ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ分子式Ｆｏｒｍｕｌａｅ分子量ＭＷ沸点／ħＢｏｉｌｉｎｇｐｏｉｎｔｌｇＫｏｗ蒸汽压Ｖｐ／（ｍｍＨｇ）９，１０⁃ｄｉｃｈｌｏｒｏｐｈｅｎａｎｔｈｒｅｎｅ９，１０－Ｃｌ２ＰｈｅＣ１４Ｈ８Ｃｌ２２４７．１２４０２．６５．６３２．５３ˑ１０－６８⁃ｍｏｎｏｃｈｌｏｒｏｆｌｕｏｒａｎｔｈｅｎｅ８⁃ＣｌＦｌｒＣ１６Ｈ９Ｃｌ２３６．７４０３．６５．５８２．３４ˑ１０－６１⁃ｍｏｎｏｃｈｌｏｒｏｐｙｒｅｎｅ１⁃ＣｌＰｙｒＣ１６Ｈ９Ｃｌ２３６．７４０３．６５．５８２．３４ˑ１０－６３⁃ｃｈｌｏｒｏｆｌｕｏｒａｎｔｈｅｎｅ３⁃ＣｌＦｌｒＣ１６Ｈ９Ｃｌ２３６．７４０３．６５．５８２．３４ˑ１０－６２，３⁃ｄｉｃｈｌｏｒｏｆｌｕｏｒａｎｔｈｅｎｅ２，３⁃Ｃｌ２ＦｌｒＣ１６Ｈ８Ｃｌ２２７１．１４４３４．７６．２２２．３６ˑ１０－７６⁃ｍｏｎｏｃｈｌｏｒｏｃｈｒｙｓｅｎｅ６⁃ＣｌＣｈｒＣ１８Ｈ１１Ｃｌ２６２．７３４６５．３６．３２．１６ˑ１０－８７⁃ｍｏｎｏｃｈｌｏｒｏｂｅｎｚ［ａ］ａｎｔｈｒａｃｅｎｅ７⁃ＣｌＢ［ａ］ＡＣ１８Ｈ１１Ｃｌ４６５．３４６５．３６．１７２．１６ˑ１０－８３，９⁃ｄｉｃｈｌｏｒｏｃｈｒｙｓｅｎｅ３，９⁃Ｃｌ２ＣｈｒＣ１８Ｈ１０Ｃｌ２２９７．１８４９２．６６．８１５．２６ˑ１０－６６⁃ｃｈｌｏｒｏｂｅｎｚｏ［ａ］ｐｙｒｅｎｅ６⁃ＣｌＢ［ａ］ＰＣ２０Ｈ１１Ｃｌ２８６．６９４９５６．７５１．８７ˑ１０－９１㊀Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的分析方法近年来，随着世界范围内关于多环芳烃的研究不断深入，国内外已开始关注其氯代衍生物的环境污㊀环㊀㊀境㊀㊀化㊀㊀学３５卷２９０染问题，但目前环境介质中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ分析检测方法发展缓慢，主要基于以下原因：（１）Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ只有少量的纯商业标准品；（２）Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ具有较多同分异构体，定性和定量都有很大困难；（３）Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ往往和母体多环芳烃及其它有机氯共存，干扰物的影响较大；（４）环境基体复杂，Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ在环境中浓度水平低．因此，对Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的样品前处理和检测技术提出了挑战．下面分别对这两方面的研究进行总结介绍．１．１㊀样品前处理方法１．１．１㊀水体中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的前处理技术由于Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ极性较小，在水体中的溶解度低，其在水环境中的赋存水平较低，因此关于水体中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ分析检测方法的研究比较少，且多基于传统的前处理技术．如１９８５年，Ｓｈｉｒａｉｓｈｉ等［１１］采用液液萃取（Ｌｉｑｕｉｄ⁃ｌｉｑｕｉｄｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ，ＬＬＥ）技术，在２００Ｌ自来水中加入０．１５Ｌ正己烷进行萃取，目标物回收率在７６％ ８８％范围．此外，载有吸附剂的吸附柱也用于Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的富集．Ｏｙｉｅｒ等［１２］在两个７ｍｍˑ５０ｍｍ的不锈钢柱分别填充Ｃ⁃１８多孔微球硅胶（３７ ７５μｍ）㊁ＸＡＤ⁃２（１００μｍ），并将填充好的柱子串联后，将含有ＰＡＨｓ的水溶液经氯化后经过上述吸附柱后，再用乙腈和二氯甲烷洗脱，在洗脱中可以检测到ＰＡＨｓ的氯化产物Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ．传统的样品前处理技术操作繁琐，自动化程度低，且消耗大量有毒有害有机溶剂，易对环境造成二次污染，因而有必要开发简单㊁快速㊁高效㊁绿色环保的样品前处理术，如固相萃取（Ｓｏｌｉｄ⁃ｐｈａｓｅｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ，ＳＰＥ）㊁固相微萃取（Ｓｏｌｉｄ⁃ｐｈａｓｅｍｉｃｒｏｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ，ＳＰＭＥ）㊁液相微萃取（Ｌｉｑｕｉｄ⁃ｐｈａｓｅｍｉｃｒｏｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ，ＬＰＭＥ）等技术，以促进水体中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ分析技术的发展．１．１．２㊀固体样品中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的前处理方法Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ是憎水性物质，环境中的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ大多易吸附在悬浮颗粒物上．吸附有Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的悬浮颗粒，沉降到土壤中或者吸附在植物上并可以被植物吸收．固体样品中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的分析过程主要包括萃取㊁净化及仪器分析等．索氏提取技术较广泛地应用于环境固体样品中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的提取．Ｍａ［１３］等在前人研究基础上，将环境中的土壤㊁灰尘等固体样品经１６ｈ索氏萃取后，先经活化的硅胶柱进行分级分离，然后将分离液经活性碳和硅胶的混合柱净化与分离，浓缩净化后，用气相色谱⁃质谱（Ｇａｓｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙ⁃ｍａｓｓｓｐｅｃｔｒｏｍｅｔｒｙ，ＧＣ⁃ＭＳ）分析．Ｉｅｄａ等［１４］采集日本一家氯碱厂附近土壤，以甲苯进行索氏提取后，不经净化，直接采用二维气相色谱⁃高分辨时间飞行质谱联用（Ｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅｔｗｏ⁃ｄｉｍｅｎｓｉｏｎａｌｇａｓｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙ⁃ｈｉｇｈｒｅｓｏｌｕｔｉｏｎｔｉｍｅ⁃ｏｆ⁃ｆｌｉｇｈｔｍａｓｓｓｐｅｃｔｒｏｍｅｔｒｙ，ＧＣˑＧＣ⁃ＨＲＴＯＦ⁃ＭＳ）测定土壤样品提取物中的卤代芳烃．孙建林等［１５］将冷冻干燥研磨后的表层沉积物样品，索氏抽提２４ｈ后，将提取液浓缩至约２ｍＬ，用硅胶柱净化后，用７０ｍＬ二氯甲烷与正己烷的混合溶液（１ʒ４，Ｖ／Ｖ）淋洗硅胶柱，收集淋洗液，浓缩定容至５００μＬ后进行分析，目标物在空白加标实验中的回收率为７５．１％ １３６．２％．索氏提取法虽然比较成熟，但是耗时㊁有机溶剂消耗量大．与索氏提取法相比，超声波萃取（ＵｌｔｒａｓｏｕｎｄＥｘｔｒａｃｔｉｏｎ，ＵＥ）快速㊁高效㊁易于操作㊁可以批量处理样品．Ｋｉｔａｚａｗａ等［１６］采用超声萃取技术提取大气颗粒物中的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ．在样品中加入５０ｍＬ二氯甲烷，超声波萃取２０ｍｉｎ后，加入内标，离心分离（１０ｍｉｎ，２０００ｒ㊃ｍｉｎ－１），取４０ｍＬ上清液，浓缩至１ｍＬ后，用装有ＳｉＯ２的ＳＰＥ柱净化，采用１０ｍＬ正己烷和二氯甲烷的混合溶液中（９ʒ１，Ｖ／Ｖ）进行洗脱，洗脱溶液浓缩至３００μＬ后进行分析．该方法回收率为９０．１％ １０４．１％，方法检测限（Ｍｅｔｈｏｄｄｅｔｅｃｔｉｏｎｌｉｍｉｔ，ＭＤＬ）在０．３４ １．９ｎｇ之间，方法重现性在１５％范围．Ｋａｋｉｍｏｔｏ等［１７］采用超声萃取㊁ＳＰＥ净化的方法提取净化空气颗粒物中的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ，每种Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的回收率均超过９０％，相对标准偏差（Ｒｅｌａｔｉｖｅｓｔａｎｄａｒｄｄｅｖｉａｔｉｏｎ，ＲＳＤ）ɤ１６．８％，方法检测限为０．０５ ０．３９ｐｇ㊃ｍ－３．王丽等［１８］将冷冻干燥粉碎后的蔬菜样品，超声提取１０ｍｉｎ，在４ħ以５０００ｒ㊃ｍｉｎ－１高速离心后，取上清液２ｍＬ，加入Ｎ⁃丙基乙二胺吸附剂和十八烷基键合硅胶（Ｃ１８）吸附剂等分散固相萃取净化剂进行净化．该方法通过优化分散固相萃取净化剂的种类和用量，去除蔬菜基质中的色素等干扰，操作简单快速，避免了现有柱层析净化方法步骤繁琐，溶剂使用量大，耗时耗力的缺点．加速溶剂萃取（Ａｃｃｅｌｅｒａｔｅｄｓｏｌｖｅｎｔｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ，ＡＳＥ）技术是在同时提高温度和压力的条件下利用有机溶剂进行自动萃取的新型样品前处理技术，相比于传统的提取技术具有萃取时间短㊁溶剂用量少㊁萃㊀２期高占啟等：新型有机污染物氯代多环芳烃分析方法及其污染现状研究进展２９１㊀取效率高等优点．Ｍａ等［１９］采用ＡＳＥ技术，在１００ħ㊁１０ＭＰａ条件下，以二氯甲烷与正己烷（３ʒ１，Ｖ／Ｖ）混合溶液萃取大气中的ＰＭ１０和ＰＭ２．５颗粒物．萃取溶液用活化的硅胶柱及装有活性炭和硅胶的ＳＰＥ净化后进行分析，该方法定量限为０．１１ ０．２６ｐｇ㊃ｍ－３．Ｆｅｒｎａｎｄｏ等［２０］以二氯甲烷为萃取溶剂，采用ＡＳＥ萃取土壤中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ，萃取溶液用氧化铝吸附剂进行净化后进行分析，该方法回收率在６０％ ９４％之间．固体样品中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的主要分析方法见表２．固体样品中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ前处理方法发展相对比较迅速，尤其是近年来发展了一些新兴的提取技术，主要通过优化温度和压力条件提高萃取效率，如ＡＳＥ等．目前，虽然这些技术应用还不是很多，但是其在溶剂用量和萃取时间上都有很大的优势，将在今后Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的分析中得到广泛的应用．表２㊀固体样品中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的分析方法Ｔａｂｌｅ２㊀ＡｎａｌｙｔｉｃａｌｍｅｔｈｏｄｓｏｆＣｌ⁃ＰＡＨｓｉｎｓｏｌｉｄｓａｍｐｌｅｓ基质类型Ｔｙｐｅｏｆｍａｔｒｉｘ前处理方法ＰｒｅｔｒｅａｔｍｅｎｔＭｅｔｈｏｄ检测方法Ｄｅｔｅｃｔｉｏｎｍｅｔｈｏｄ回收率Ｒｅｃｏｖｅｒｙ／％检测限Ｄｅｔｅｃｔｉｏｎｌｉｍｉｔ参考文献Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅ土壤㊁灰尘㊁植物样品索氏提取＋硅胶净化＋ＳＰＥＧＣ⁃ＭＳ ０．０６ ０．３６ｐｇ㊃ｇ－１ｄｗ［１３］灰尘索氏提取＋硅胶净化ＧＣ⁃ＭＳ９３ １２００．０６ ０．１４ｎｇ㊃ｇ－１［２１］土壤索氏提取＋硅胶净化＋双层碳可逆管柱ＧＣ⁃ＱＱＱ⁃ＭＳ／ＭＳ６６ １１８０．４ ３．６ｐｇ（仪器检测限）［２２］沉积物索氏提取＋硅胶净化ＧＣ⁃ＭＳ７５．１ １３６．２ ［１５］植物样品ＵＥ＋分散固相萃取ＧＣ⁃ＭＳ／ＭＳ７８．５ １１１．５０．０３ ７．３９μｇ㊃ｋｇ－１［１８］大气颗粒物ＵＥ＋ＳＰＥＧＣ⁃ＨＲＭＳ９００．０５ ０．３９ｐｇ㊃ｍ－３［１７］灰尘㊁沉积物ＵＥ＋ＬＬＥ＋ＳＰＥ＋溶胶凝胶色谱ＧＣ⁃ＭＳ３１ ９３１．７ ２３．３ｐｇ㊃ｇ－１［２３］大气颗粒物ＡＳＥ＋硅胶净化＋ＳＰＥＧＣ⁃ＭＳ ０．１１ ０．２６ｐｇ㊃ｍ－３（定量限）［１７］土壤ＡＳＥ＋ＳＰＥＧＣˑＧＣ－ＨＲＴＯＦ６０ ９４ ［２０］１．１．３㊀Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的仪器分析方法ＧＣ⁃ＭＳ兼具了气相色谱的高分离和质谱的高鉴别能力，能够减弱基质效应对定量过程的影响，同时选择性离子检测（Ｓｅｌｅｃｔｅｄｉｏｎｍｏｎｉｔｏｒ，ＳＩＭ）能够提供比较好的选择性，因此，ＧＣ⁃ＭＳ适用于多组分混合物中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的定量和定性分析．ＧＣ⁃ＭＳ是目前Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ研究中较早且采用最多的仪器检测方法［１１，２４⁃２６］．如１９８５年，Ｓｈｉｒａｉｓｈｉ等［１１］就建立了Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的ＧＣ⁃ＭＳ分析方法，并用所建立的仪器方法，结合ＬＬＥ，证明了所检测自来水体中含有Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ．Ｈｏｒｉｉ等［２７］建立了Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的高分辨气相⁃高分辨质谱（ＨＲＧＣ－ＨＲＭＳ）分析方法，并分析了沉积物中和海底生物中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的浓度．Ｈｏｒｉｉ等［２１］采用基于监测分子离子和同位素离子（Ｍ㊁［Ｍ＋２］＋㊁［Ｍ＋４］＋）的ＧＣ⁃ＭＳ方法检测飞灰中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ时，发现了目前尚无标准样品的高氯代多环芳烃．但是，在ＧＣ⁃ＭＳ一维分离中，高氯代ＰＡＨｓ与基质同时流出，而ＧＣ⁃ＭＳ中高氯代ＰＡＨｓ的ＳＩＭ信息非常有限，因此，ＧＣ⁃ＭＳ对高氯代ＰＡＨｓ选择性不足，不能分辨高氯代ＰＡＨｓ．全二维气相色谱－时间飞行质谱（ＧＣˑＧＣ－ＴＯＦ⁃ＭＳ）把两支分离机理不同而又相互独立的色谱柱以串联方式结合成二维气相色谱，能够进行精确质量数计算和元素组分分析，通过高通量㊁高扫描速率㊁高灵敏度的飞行时间质谱技术进行质谱检测，比一维气相色谱质谱高几十到几百倍的灵敏度，大大地提高了复杂物质的全谱分析．Ｍａｎｚａｎｏ等［２８］使用ＧＣˑＧＣ⁃ＴＯＦ⁃ＭＳ分离了复杂的ＰＡＨｓ㊁Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ和其他取代基ＰＡＨｓ的混合物．Ｉｅｄａ等［１４］采用ＧＣˑＧＣ⁃ＨＲＴＯＦ⁃ＭＳ对环境样品中的Ｃｌ⁃／Ｂｒ⁃ＰＡＨｓ进行了分析，结果以高匹配率在土壤提取液中检测出３０种Ｃｌ⁃／Ｂｒ⁃ＰＡＨｓ包括１０种没有标准样品的高氯代ＰＡＨｓ（如５，６，７代）和Ｃｌ／Ｂｒ⁃ＰＡＨｓ．这是首次在环境样品中检测出高氯代的ＰＡＨｓ．ＧＣˑＧＣ⁃（ＨＲ）ＴＯＦ⁃ＭＳ为环境样品中未知Ｃｌ⁃／Ｂｒ⁃ＰＡＨｓ的分析提供了详尽分析和强大识别技术［１４］，但由于ＧＣˑＧＣ⁃（ＨＲ）ＴＯＦ⁃ＭＳ价格昂贵，限制了其广泛应用．２９２㊀环㊀㊀境㊀㊀化㊀㊀学３５卷气相色谱⁃三重串联四极杆质谱联用仪（Ｇａｓｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙ⁃ｔｒｉｐｌｅｑｕａｄｒｕｐｏｌｅｍａｓｓｓｐｅｃｔｒｏｍｅｔｒｙ，ＧＣ⁃ＱＱＱ⁃ＭＳ／ＭＳ）也用于Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的分析．与ＧＣˑＧＣ⁃ＨＲＴＯＦ⁃ＭＳ㊁ＨＲＧＣ⁃ＨＲＭＳ相比，ＧＣ⁃ＱＱＱ⁃ＭＳ／ＭＳ硬件相对便宜，分析成本低；而相对于ＧＣ⁃ＭＳ，三重四极杆串联质谱可通过多反应监测模式（Ｍｕｌｔｉｐｌｅｒｅａｃｔｉｏｎｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ，ＭＲＭ）对一级质谱无法区分的干扰离子进一步确认，同时排除基质干扰，提高目标化合物检测的选择性和灵敏度［２２］．莫李桂等［２２］采用ＧＣ⁃ＱＱＱ⁃ＭＳ／ＭＳ建立了同时检测土壤样品中１９种Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ和８种溴代多环芳烃的方法，仪器检测限分别为０．４ ５．０ｐｇ和０．６ ３．６ｐｇ．该方法的检测限与ＨＲＧＣ⁃ＨＲＭＳ和ＧＣˑＧＣ⁃ＨＲＴＯＦ⁃ＭＳ相当，远低于常规的ＧＣ⁃ＭＳ方法．可以预测，ＧＣ⁃ＱＱＱ⁃ＭＳ／ＭＳ将在Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的分析中具有更好的应用前景．２㊀Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ在环境中的赋存水平及迁移转化到目前为止，世界范围内对环境介质中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的来源分布及其残留情况的研究正逐步展开，主要的研究工作和成果集中在日本的Ｏｈｕｒａ教授研究团队和上海大学马静教授研究团队［１３，１７⁃１８，２１，２３，２６，２９⁃３１］，他们对Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的人工合成㊁形成机理㊁来源㊁空气颗粒物中浓度水平进行了研究，并取得了一定的研究成果．目前，国内外对环境介质中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的存在水平均有一定的研究成果，但数据非常有限，且主要集中在大气环境㊁土壤及沉积物介质方面．环境介质中主要Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的污染现状研究见表３．此外，由于Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的商用标准品较少，且分析检测难度较大，一定程度上限制了对Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ环境行为的研究，且已有研究主要集中在大气颗粒物Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的排放来源㊁季节变化和光降解等方面．表３㊀环境介质中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的污染现状研究Ｔａｂｌｅ３㊀ＳｔｕｄｉｅｓｏｎｔｈｅｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅｏｆＣｌ⁃ＰＡＨｓｉｎｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ化合物Ｃｏｍｐｏｕｎｄｓ基质类型Ｔｙｐｅｏｆｍａｔｒｉｘ地点Ｌｏｃａｔｉｏｎ时间Ｙｅａｒ参考文献Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｃｈｌｏｒｏｎａｐｈｔｈａｌｅｎｅ㊁１⁃ｃｈｌｏｒｏｄｉｂｅｎｚｏ［ｂ，ｄ］ｆｕｒａｎ㊁ｃｈｌｏｒｏｆｌｕｏｒａｎｔｈｅｎ㊁ｃｈｌｏｒｏｘｙｌｅｎｅ㊁ｄｉｃｈｌｏｒｏｎａｐｈｔｈａｌｅｎ自来水日本１９８５［１１］９⁃Ｃｌ⁃Ｐｈｅ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁３⁃Ｃｌ⁃Ｆｌｒ㊁Ｃｌ２Ｆｌｒ㊁ｃｈｌｏｒｏｆｌｕｏｒｅｎｅ㊁ｄｉｃｈｌｏｒｏｆｌｕｏｒｅｎｅ水体加拿大１９８３［１２］９⁃ＣｌＡｎｔ㊁２⁃ＣｌＡｎｔ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ａｎｔ大气颗粒物中国２０１５［３２］１，４⁃Ｃｌ２Ａｎｔ㊁１，５⁃Ｃｌ２Ａｎｔ㊁２，３⁃Ｃｌ２Ａｎｔ㊁１，３，６，８⁃Ｃｌ４Ｐｙｒ土壤加拿大２０１４［２０］９⁃ＣｌＰｈｅ㊁２⁃ＣｌＡｎｔ㊁９⁃ＣｌＡｎｔ㊁３，９⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ａｎｔ㊁１，９⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁３⁃ＣｌＦｌｕ㊁８⁃ＣｌＦｌｕ㊁１⁃ＣｌＰｙｒ㊁３，９，１０⁃Ｃｌ３Ｐｈｅ㊁１，３⁃Ｃｌ２Ｆｌｕ㊁３，８⁃Ｃｌ２Ｆｌｕ㊁３，４⁃Ｃｌ２Ｆｌｕ㊁６⁃ＣｌＰｙｒ㊁７⁃ＣｌＢａＡ㊁６，１２⁃Ｃｌ２Ｃｈｒ㊁７，１２⁃Ｃｌ２ＢａＡ㊁６⁃ＣｌＢａＰ大气颗粒物日本㊁韩国㊁中国２０１０［１７］２⁃ＣｌＡｎｔ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ａｎｔ沉积物日本２０１２［２３］９⁃ＣｌＰｈｅ㊁９⁃ＣｌＰｈｅ㊁３，９⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ａｎｔ㊁２⁃ＣｌＡｎｔ㊁９⁃ＣｌＡｎｔ㊁３⁃ＣｌＦｌｕ㊁８⁃ＣｌＦｌｕ㊁３，４⁃Ｃｌ２Ｆｌｕ㊁１⁃ＣｌＰｙｒ㊁７⁃ＣｌＢａＡ㊁６⁃ＣｌＢａＡ大气颗粒物中国２０１３［１９］９⁃ＣｌＦｌｕ㊁９⁃ＣｌＰｈｅ㊁２⁃ＣｌＡｎｔ㊁９⁃ＣｌＡｎｔ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ａｎｔ蔬菜中国２０１３［１８］２⁃ＣｌＡｎｔ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ａｎｔ㊁１⁃ＣｌＰｙｒ沉积物日本２００９［３３］９⁃ＣｌＰｈｅ㊁２⁃ＣｌＡｎｔ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ａｎｔ土壤，灰尘中国２０１０［３４］９⁃ＣｌＰｈｅ㊁２⁃ＣｌＡｎｔ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ａｎｔ土壤中国２００９ ２０１０［１５］３，９⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁３⁃ＣｌＦｌｕ㊁８⁃ＣｌＦｌｕ㊁１⁃ＣｌＰｙｒ㊁３，９，１０⁃Ｃｌ３Ｐｈｅ㊁７⁃ＣｌＢａＡ㊁６⁃ＣｌＢａＰ灰尘中国２０１２［２５］９⁃ＣｌＦｌｕ㊁９⁃ＣｌＰｈｅ㊁２⁃ＣｌＡｎｔ㊁９⁃ＣｌＡｎｔ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ａｎｔ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁３⁃ＣｌＦｌｕ㊁８⁃ＣｌＦｌｕ㊁１⁃ＣｌＰｙｒ㊁３，９，１０⁃Ｃｌ３Ｐｈｅ㊁６⁃ＣｌＰｙｒ㊁７⁃ＣｌＢａＡ㊁６，１０⁃ＣｌＰｙｒ㊁７，１２⁃Ｃｌ２ＢａＡ㊁６⁃ＣｌＢａＰ大气颗粒物日本２００５－２００６［３５］９⁃ＣｌＦｌｕ㊁９⁃ＣｌＰｈｅ㊁９⁃ＣｌＡｎｔ㊁３，９⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ａｎｔ㊁１，９⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁３⁃ＣｌＦｌｕ㊁８⁃ＣｌＦｌｕ㊁１⁃ＣｌＰｙｒ㊁６⁃ＣｌＰｙｒ㊁７⁃ＣｌＢａＡ㊁６⁃ＣｌＢａＰ土壤中国２０１３［２２］１⁃ＣｌＰｙｒ㊁４⁃ＣｌＰｙｒ㊁６⁃ＣｌＰｙｒ大气瑞典１９９３［３６］９⁃ＣｌＦｌｅ，９⁃ＣｌＰｈｅ㊁２⁃ＣｌＡｎｔ㊁９⁃ＣｌＡｎｔ㊁３，９⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ａｎｔ㊁１，９⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁９，１０⁃Ｃｌ２Ｐｈｅ㊁３⁃ＣｌＦｌｕ㊁８⁃ＣｌＦｌｕ㊁１⁃ＣｌＰｙｒ㊁３，９，１０⁃Ｃｌ３Ｐｈｅ㊁５，７⁃ＣｌＦｌｕ㊁３，８⁃ＣｌＦｌｕ㊁３，４⁃ＣｌＦｌｕ㊁６⁃ＣｌＣｈｒ㊁７⁃ＣｌＢａＡ㊁６，１２⁃ＣｌＣｈｒ㊁７，１２⁃ＣｌＢａＡ㊁６⁃ＣｌＢａＰ贝类肌肉日本２００４［２７］㊀㊀２期高占啟等：新型有机污染物氯代多环芳烃分析方法及其污染现状研究进展２９３２．１㊀水体水体作为一种重要的环境介质，与人类接触密切．虽然Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ在水体中溶解度较少，水环境中的赋存水平较低，但由于Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的毒性和持久性，长期低水平的接触也将对人体健康产生影响．目前，关于水体中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ污染水平的研究还非常有限，且主要集中在国外．如Ｓｈｉｒａｉｓｈｉ等［１１］在Ｔｓｕｋｕｂａ地区自来水中检出有低分子量的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ（约４环）的存在，且其浓度在１０－１ １０－２ｎｇＬ－１范围．此外，在原水（湖水）中没有检测到Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ，表明自来水中的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ来自氯化消毒过程中ＰＡＨｓ与余氯的反应，且余氯与ＰＡＨｓ的接触时间和反应活性决定了氯化产物的种类和ＰＡＨｓ被氯化的速度．其中芴及氯代芴的浓度较高，这是因为当地使用了煤焦油涂层的供水管道．因此，城市的自来水供水管道也很可能是自来水中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的潜在来源之一．目前，我国在水体中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ污染现状研究方面还处于空白阶段．２．２㊀土壤和沉积物马静等［８］通过定量结构⁃活性关系（Ｑｕａｎｔｉｔａｔｉｖｅｓｔｒｕｃｔｕｒｅ⁃ａｃｔｉｖｉｔｙｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐ，ＱＳＡＲ）和ＬｅｖｅｌⅢ多介质逸度模型，对Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ进行了预测，结果发现，Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ在环境中更趋向富集于土壤和沉积物中．以６⁃氯苯并［ａ］芘（６⁃ＣｌＢａＰ）为例，由固定源排入大气㊁水体㊁土壤㊁沉积物的６⁃ＣｌＢａＰ均为１０００ｋｇ㊃ｈ－１在ＬｅｖｅｌⅢ模型ＥＱＣ标准环境条件下，６⁃ＣｌＢａＰ在四相中互相迁移㊁反应，平衡后，在大气㊁水㊁土壤㊁沉积物中的分配百分比分别为０．０２４％㊁１．２４０％㊁４７．１００％和５１．８００％．６⁃ＣｌＢａＰ在土壤和沉积物中分配比例占据了绝大部分．此外，土壤和沉积物中的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ不易移动，并具有持久性．Ｉｓｈａｑ等［３７］通过采集距离斯德哥尔摩市中心不同距离表层土样分析，结果表明，距离市中心越远所采集样品中所检测到的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ也越少．Ｍａ等［１３］通过对电子废弃物回收厂周围的车间尘埃㊁土壤㊁植物叶片㊁电子垃圾碎屑研究，测得其中３ ５环Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的总浓度平均值分别为１０３㊁２６．８㊁８７．５㊁５９．１ｎｇ㊃ｇ－１．在氯碱厂㊁燃煤型热电厂㊁焦化厂周边土壤中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的浓度在１３．２ ２７８ｎｇ㊃ｇ－１之间，农业用土中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ低于０．７６ｎｇ㊃ｇ－１，化工区的土壤中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ浓度约高于电子废弃物回收区３倍．研究结果表明电子垃圾的拆解回收，粗放型氯碱生产也是Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的重要潜在释放源之一．由于Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的亲脂性，除很少一部分在水相中溶解度比较大的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ之外，大部分Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ在底泥中浓度要高出水相中浓度好几个数量级．孙建林等［１５］对我国深圳茅洲河沉积物中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ含量测定，其浓度范围在３．０ ３０１ｎｇ㊃ｇ－１之间．在所检测的３种Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ中，９⁃氯菲（９⁃ＣｌＰｈｅ）含量最高，２⁃氯蒽（２⁃ＣｌＡｎｔ）次之，９，１０⁃二氯蒽（９，１０⁃Ｃｌ２Ａｎｔ）最低．其中９，１０⁃Ｃｌ２Ａｎｔ和９⁃ＣｌＰｈｅ表现出相同的分布趋势，表明其可能具有相同的污染来源（如工业和生活废弃物以及汽车尾气排放），而２⁃ＣｌＡｎｔ具有不同的排放源（如农业收获以后的露天秸秆焚烧）．该研究地区的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的含量水平比美国Ｓａｇｉｎａｗ河流表层沉积物中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的含量（０．０４９ ２．４９ｎｇ㊃ｇ－１）和日本东京湾的沉积物中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的含量（０．０３６ １．２１ｎｇ㊃ｇ－１）高２ ４个数量级．２．３㊀大气３环以上Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ具有较高的正辛醇／空气分配系数（Ｏｃｔａｎｏｌ⁃ａｉｒｐａｒｔｉｔｉｏｎｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔｓ，Ｋｏａ）表明其更易吸附在大气颗粒物中［８］．目前，国内外学者已经在城市大气环境中检测到Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ．Ｉｓｈａｑ等［３７］分别于１９９１和１９９６年监测了斯德哥尔摩市大气中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的浓度，结果表明含氯汽油的添加可能造成汽车尾气中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的产生．这些研究可以间接证明汽车尾气是Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的来源之一．Ｋｉｔａｚａｗａ等［１６］监测了１９９２ ２００２年日本静冈市的空气样品，结果显示空气样品中６⁃氯苯并［ａ］芘浓度最高，均值为１５ｐｇ㊃ｍ－３，１⁃氯菲均浓度为５．２ｐｇ㊃ｍ－３，７⁃氯苯并［ａ］荧蒽（７⁃ＣｌＢａＡ）均浓度为３．１ｐｇ㊃ｍ－３，且母体ＰＡＨｓ呈现逐年下降趋势，而除了６⁃ＣｌＢａＰ之外，其他几种Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ在大气中的含量却基本稳定．并且，大部分Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ浓度呈现出冬季大于夏季的变化趋势．Ｏｈｕｒａ等［３５］研究了２００５年日本城市大气样环境（气态＋颗粒物）总Ｃｌ⁃ＰＡＨ浓度，发现其浓度在１８ ３３０ｐｇ㊃ｍ－３之间．Ｏｈｕｒａ等［３１］对日本静岗市大气颗粒物中的１⁃氯芘（１⁃ＣｌＰｙｒ）进行监测发现，夏天１⁃ＣｌＰｙｒ的浓度为２．４ｐｇ㊃ｍ－３，冬天浓度为１８．９ｐｇ㊃ｍ－３．造成这种现象的原因是由于在冬季温度低㊁阳光较弱，１⁃ＣｌＰｙｒ不易从颗粒物中挥发出来，且其光解速率降低．另外，污染源季节性排放也会造成大气颗粒物中１⁃ＣｌＰｙｒ浓度较高．马静等［１９］监测了上海某郊区从２０１１年１０月至２０１２年３月ＰＭ２．５和ＰＭ１０中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ和母体ＰＡＨｓ的浓度．结果表明，Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ普遍存在于可吸入颗粒物中，ＰＭ１０和ＰＭ２．５中２０种Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ浓度范围分别为２．４５ ４７．７ｐｇ㊃ｍ－３（均值为１２．３ｐｇ㊃ｍ－３）㊁㊀环㊀㊀境㊀㊀化㊀㊀学３５卷２９４１．３４ ２２．３ｐｇ㊃ｍ－３（均值为９．０６ｐｇ㊃ｍ－３）．白天收集的颗粒物中总Ｃｌ⁃ＰＡＨ浓度及特定同源物浓度，如９⁃ＣｌＰｈｅ㊁３⁃氯芴（３⁃ＣｌＦｌｕ）㊁１⁃ＣｌＰｙｒ㊁７⁃ＣｌＢａＡ和６⁃ＣｌＢａＰ，低于晚上收集的颗粒物中的浓度，表明白天大气混合及光化学降解降低了颗粒物中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的浓度．６⁃ＣｌＢａＰ㊁１⁃ＣｌＰｙｒ和９⁃ＣｌＰｈｅ是ＰＭ１０和ＰＭ２．５中主要的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ．此外，研究还发现，颗粒物中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的浓度与母体ＰＡＨｓ的浓度㊁颗粒物质量和总有机碳含量呈显著的正相关关系，且暴露在含有Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的ＰＭ２．５中，将对人类健康产生不良影响．孙建林等［３２］研究结果表明，深圳市大气ＰＭ１０和ＰＭ２．５总含量水平表现出冬季﹥秋季﹥春季﹥夏季的变化规律，温度㊁降水量和相对湿度等气象条件可能是影响大气ＰＭ１０和ＰＭ２．５中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ含量水平的季节变化特征的重要因素．此外，在城市生活垃圾焚烧厂烟气及飞灰中也检测到Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ．Ｈｏｒｉｉ等［２１］对３种不同类型垃圾焚烧炉中的飞灰和底灰分析表明Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的浓度为０．０６ ６９９０ｎｇ㊃ｇ－１，飞灰中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的浓度比底灰中的浓度要高，且不同类型的焚烧炉产生的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的量也不同，推料式焚烧炉燃烧不完全，其产生的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的量要多于固定式焚烧炉产生的量．研究结果也表明，Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ同二英一样也是有机物不完全燃烧的副产物，城市生活垃圾焚烧同样也是Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ潜在的释放源．Ｏｈｕｒａ等［３８］总结了现有文献报道的研究成果，发现Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ不仅仅存在于市区空气中，而且进入市区环境系统，各城市区域可能存在较大差异，并在环境系统中发生迁移转化．Ｏｈｕｒａ等［２６］在模拟了Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的光解过程，发现Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ光解稳定性随着氯原子取代数的增加而增强，且Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ比相应的母体ＰＡＨｓ光稳定性更强．几种常见的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ耐光降解的能力６⁃ＣｌＢａＰ＜１⁃ＣｌＰｙ＜７⁃ＣｌＢａＡ＜ＣｌＰｈｅ＜３⁃ＣｌＦｌｕ，其中６⁃ＣｌＢａＰ光降解速率约是３⁃ＣｌＦｌｕ的５０倍．２．４㊀动物和植物Ｈｏｒｉｉ等［２７］分析了ＮｅｗＢｅｄｆｏｒｄ港贻贝类生物肌肉中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ，平均浓度为２１ｎｇ㊃ｇ－１（脂重），其浓度低于母体ＰＡＨｓ的平均浓度的３个数量级．研究结果还发现海底底泥中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的浓度远远高于贻贝类生物中的浓度，海底生物体内主要检测到低分子量Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ，而大分子量的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ主要分布在底泥中，生物利用性较差．王丽等［１８］对北京市售菠菜及萝卜两类１７个样品中１６种ＰＡＨｓ和１１种卤代多环芳烃进行检测，结果表明所检测的５种Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ在样品中均有检测，这是首列在蔬菜中检出Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ．３㊀Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的毒性目前关于Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ毒性的报道还比较有限，但现有的研究结果已表明Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ具有潜在的生物毒性．Ｆｕ［３９］的研究结果表明，Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ具有很强的致肿瘤性和致癌基因活性，对生态环境和人类健康构成潜在的威胁．此外，在对Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的生物效应研究中发现，Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ对鼠伤寒沙门氏菌ＴＡ９８㊁ＴＡ１００在Ｓ９活性酶代谢系统中有显著的诱导致畸效应，７⁃ＣｌＢａＡ㊁６⁃氯（６⁃ＣｌＣｈｒ）及９⁃氯蒽（９⁃ＣｌＡｎｔ）表现出极强的直接致畸作用［９⁃１０］．Ｈｏｒｉｉ等［２］采用基于酵母ＹＣＭ３细胞的生物鉴定系统测定了１８种３ ５种Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ及其母体ＰＡＨｓ的芳烃受体（ＡｈＲ）活性，结果低于目前所有已知化合物中毒性最强的二英单体⁃２，３，７，８⁃四氯二苯并⁃对⁃二英活性．基于苯并［ａ］芘的相对活性值表明，３，８⁃二氯蒽（３，８⁃Ｃｌ２Ｆｌｕ）和６⁃ＣｌＣｈｒ的活性约是强致癌物ＢａＰ活性的２．０和５．７倍．在利用重组鼠肝肿瘤细胞的离体生物检测中首次得到了基于２，３，７，８⁃ＴＣＤＤ的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的相对活性值，表明某些Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ具有类二英毒性，其中６⁃ＣｌＣｈｒ和７⁃ＣｌＢａＡ的相对活性分别为２．６ˑ１０－５和６．３ˑ１０－６．Ｏｈｕｒａ等［４０］研究结果表明分子量小的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的毒性随着碳骨架上的氯原子增加而增加．但对于多环（ȡ３）且分子量大的Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的毒性随着氯原子的增加反而减小，同时氯原子取代位置的不同也会对物质的毒性产生一定的影响．目前虽然关于Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的毒性研究不断在展开，但关于其毒性效应和机理的研究认识还不完善，相关毒理数据仍非常缺乏，尤其缺乏环境介质中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ对人类健康影响方面的研究数据．４㊀结论与展望近年来，国内外已开始关注Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的环境污染问题，相关研究逐渐展开．目前虽然关于Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的毒性研究不断深入，但是关于Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ对人体健康影响的报道和数据较少．在环境介质中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ分析方法研究方面，传统的前处理技术虽然仍在普遍使用，但是它们存在着固有的缺陷而难以达到满意的㊀㊀２期高占啟等：新型有机污染物氯代多环芳烃分析方法及其污染现状研究进展２９５结果．新型的前处理技术具有快速㊁简便且溶剂使用量少等优点，但是在技术方法的使用上不够成熟，所以应用还不是很普遍，仍需与实际问题结合，进一步尝试与探索．此外，关于环境介质中Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的分布及残留情况㊁迁移转化㊁环境效应等方面尚不明确，尤其国内刚处于起步阶段．总结相关研究进展，今后应在以下几个方面进一步拓展和深入：（１）更多Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ标准品的商业化，尤其是高氯代的ＰＡＨｓ，以解决这些物质定性定量过程中的难题；（２）研究污泥㊁沉积物和动植物等复杂环境基质中多种Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的快速准确分析方法；（３）系统研究Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的环境污染水平，为环境污染现状和控制研究提供基础数据；（４）深入研究Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ的环境过程㊁毒性效应以及生态健康风险评价等方面，也是今后Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ研究面临的迫切问题．参考文献（Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ）［１］㊀ＯＨＵＲＡＴ，ＡＭＡＧＡＩＴ，ＭＡＫＩＮＯＭ．Ｂｅｈａｖｉｏｒａｎｄｐｒｅｄｉｃｔｉｏｎｏｆｐｈｏｔｏｃｈｅｍｉｃａｌｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｃｙｃｌｏｈｅｘａｎｅ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，２００８，７０（１１）：２１１０⁃２１１７．［２］㊀ＨＯＲＩＬＹ，ＫＨＩＭＪＳ，ＨＩＧＬＥＹＥＢ，ｅｔａｌ．Ｒｅｌａｔｉｖｅｐｏｔｅｎｃｉｅｓｏｆｉｎｄｉｖｉｄｕａｌｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄａｎｄｂｒｏｍｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｆｏｒｉｎｄｕｃｔｉｏｎｏｆａｒｙｌｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｒｅｃｅｐｔｏｒ⁃ｍｅｄｉａｔｅｄｒｅｓｐｏｎｓｅｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００９，４３（６）：２１５９⁃２１６５．［３］㊀ＫＵＣＫＬＩＣＫＪＲ，ＨＥＬＭＰＡ．Ａｄｖａｎｃｅｓｉｎｔｈｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌａｎａｌｙｓｉｓｏｆｐｏｌｙｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｎａｐｈｔｈａｌｅｎｅｓａｎｄｔｏｘａｐｈｅｎｅ［Ｊ］．ＡｎａｌｙｔｉｃａｌａｎｄＢｉｏａｎａｌｙｔｉｃａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００６，３８６（４）：８１９⁃８３６．［４］㊀ＭＡＨＭＯＯＤＡ，ＭＡＬＩＫＲＮ，ＬＩＪ，ｅｔａｌ．Ｃｏｎｇｅｎｅｒｓｐｅｃｉｆｉｃａｎａｌｙｓｉｓ，ｓｐａｔｉａｌｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎａｎｄｓｃｒｅｅｎｉｎｇ⁃ｌｅｖｅｌｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｐｏｌｙｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｎａｐｈｔｈａｌｅｎｅｓｉｎｗａｔｅｒａｎｄｓｅｄｉｍｅｎｔｓｆｒｏｍｔｗｏｔｒｉｂｕｔａｒｉｅｓｏｆｔｈｅＲｉｖｅｒＣｈｅｎａｂ，Ｐａｋｉｓｔａｎ［Ｊ］．ＳｃｉｅｎｃｅｏｆＴｈｅＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２０１４，４８５⁃４８６：６９３⁃７００．［５］㊀ＫＡＮＮＡＮＫ，ＨＩＬＳＣＨＥＲＯＶＡＫ，ＩＭＡＧＡＷＡＴ，ｅｔａｌ．Ｐｏｌｙｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｎａｐｈｔｈａｌｅｎｅｓ，⁃ｂｉｐｈｅｎｙｌｓ，⁃ｄｉｂｅｎｚｏ⁃ｐ⁃ｄｉｏｘｉｎｓ，ａｎｄ⁃ｄｉｂｅｎｚｏｆｕｒａｎｓｉｎｄｏｕｂｌｅ⁃ｃｒｅｓｔｅｄｃｏｒｍｏｒａｎｔｓａｎｄｈｅｒｒｉｎｇｇｕｌｌｓｆｒｏｍＭｉｃｈｉｇａｎｗａｔｅｒｓｏｆｔｈｅＧｒｅａｔＬａｋｅｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００１，３５（３）：４４１⁃４４７．［６］㊀ＦＡＬＡＮＤＹＳＺＪ．Ｐｏｌｙｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｎａｐｈｔｈａｌｅｎｅｓ：Ａｎｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｕｐｄａｔｅ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＰｏｌｌｕｔｉｏｎ，１９９８，１０１（１）：７７⁃９０．［７］㊀杨永亮，潘静，朱晓华，等．四川省卧龙地区土壤中二英类化合物和多氯萘的海拔梯度分布及对牦牛的毒性风险评价［Ｊ］．环境化学，２００９，２８（２）：２７６⁃２８３．ＹＡＮＧＹＬ，ＰＡＮＪ，ＺＨＵＸＨ，ＬＩＵＸＤ．Ａｌｔｉｔｕｄｅｇｒａｄｉｅｎｔｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｓｏｆｄｉｏｘｉｎ⁃ｌｉｋｅｃｏｍｐｏｕｎｄｓａｎｄＰＣＮｓｉｎｓｏｉｌｓｆｒｏｍＷｏｌｏｎｇａｒｅａａｎｄｈｕｍａｎｈｅａｌｔｈｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｆｏｒｙａｋｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００９，２８（２）：２７６⁃２８３（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［８］㊀马静，吴明红，徐刚，等．结构⁃活性关系对氯代多环芳烃性质的预测［Ｊ］．上海大学学报（自然科学版），２０１０，１６（０５）：５３６⁃５４０．ＭＡＪ，ＷＵＭＨ，ＸＵＧ，ｅｔａｌ．Ｐｈｙｓｉｃａｌ／ｃｈｅｍｉｃａｌｐｒｏｐｅｒｔｙｅｓｔｉｍａｔｉｏｎｆｏｒＣｌ⁃ＰＡＨｓｃｏｎｇｅｎｅｒｓｂｙｑｕａｎｔｉｔａｔｉｖｅｓｔｒｕｃｔｕｒｅａｃｔｉｖｉｔｙｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＳｈａｎｇｈａｉＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，２０１０，１６（０５）：５３６⁃５４０（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［９］㊀ＬＯＦＲＯＴＨＧ，ＮＩＬＳＳＯＮＬ，ＡＧＵＲＥＬＬＥ，ｅｔａｌ．Ｓａｌｍｏｎｅｌｌａ／ｍｉｃｒｏｓｏｍｅｍｕｔａｇｅｎｉｃｉｔｙｏｆｍｏｎｏｃｈｌｏｒｏｄｅｒｉｖａｔｉｖｅｓｏｆｓｏｍｅｄｉ⁃，ｔｒｉ⁃ａｎｄｔｅｔｒａｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ［Ｊ］．Ｍｕｔａｔｉｏｎｒｅｓｅａｒｃｈ，１９８５，１５５（３）：９１⁃９４．［１０］㊀ＣＯＬＭＳＪＯＡ，ＲＡＮＮＵＧＡ，ＲＡＮＮＵＧＵ．ＳｏｍｅｃｈｌｏｒｏｄｅｒｉｖａｔｉｖｅｓｏｆｐｏｌｙｎｕｃｌｅａｒａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓａｒｅｐｏｔｅｎｔｍｕｔａｇｅｎｓｉｎＳａｌｍｏｎｅｌｌａｔｙｐｈｉｍｕｒｉｕｍ［Ｊ］．Ｍｕｔａｔｉｏｎｒｅｓｅａｒｃｈ，１９８４，１３５（１）：２１⁃２９．［１１］㊀ＳＨＩＲＡＩＳＨＩＨ，ＰＩＬＫＩＮＧＮＨ，ＯＴＳＵＫＩＡ，ｅｔａｌ．Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅｏｆｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｎｕｃｌｅａｒａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｔａｐｗａｔｅｒ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌ，１９８５，１９（７）：５８５⁃５９０．［１２］㊀ＯＹＩＥＲＡＲ，ＬＩＵＫＫＯＮＥＮＲＪ，ＬＵＫＡＳＥＷＹＣＺＭＴ，ｅｔａｌ．Ｃｈｌｏｒｉｎｅ Ｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎ ｃｈｅｍｉｓｔｒｙｏｆａｒｏｍａｔｉｃｃｏｍｐｏｕｎｄｓ．Ｐｏｌｙｎｕｃｌｅａｒａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ：Ｒａｔｅｓ，ｐｒｏｄｕｃｔｓ，ａｎｄｍｅｃｈａｎｉｓｍｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，１９８３，１７：３３４⁃３４２．［１３］㊀ＭＡＪ，ＨＯＲＩＩＹ，ＣＨＥＮＧＪ，ｅｔａｌ．ＣｈｌｏｒｉｎａｔｅｄａｎｄｐａｒｅｎｔｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｓａｍｐｌｅｓｆｒｏｍａｎｅｌｅｃｔｒｏｎｉｃｗａｓｔｅｒｅｃｙｃｌｉｎｇｆａｃｉｌｉｔｙａｎｄａｃｈｅｍｉｃａｌｉｎｄｕｓｔｒｉａｌｃｏｍｐｌｅｘｉｎＣｈｉｎａ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００９，４３（３）：６４３⁃６４９．［１４］㊀ＩＥＤＡＴ，ＯＣＨＩＡＩＮ，ＭＩＹＡＷＡＫＩＴ，ｅｔａｌ．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌａｎａｌｙｓｉｓｏｆｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄａｎｄｂｒｏｍｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｂｙｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅｔｗｏ⁃ｄｉｍｅｎｓｉｏｎａｌｇａｓｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙｃｏｕｐｌｅｄｔｏｈｉｇｈ⁃ｒｅｓｏｌｕｔｉｏｎｔｉｍｅ⁃ｏｆ⁃ｆｌｉｇｈｔｍａｓｓｓｐｅｃｔｒｏｍｅｔｒｙ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＣｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙＡ，２０１１，１２１８（２１）：３２２４⁃３２３２．［１５］㊀孙建林，倪宏刚，丁超，等．深圳茅洲河表层沉积物卤代多环芳烃污染研究［Ｊ］．环境科学，２０１２，３３（９）：３０８９⁃３０９６．ＳＵＮＪＬ，ＮＩＨＧ，ＤＩＮＧＣ，ｅｔａｌ．ＨａｌｏｇｅｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｓｕｒｆａｃｅｓｅｄｉｍｅｎｔｓｏｆＭａｏｚｈｏｕＲｉｖｅｒ，Ｓｈｅｎｚｈｅｎ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ，２０１２，３３（０９）：３０８９⁃３０９６（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［１６］㊀ＫＩＴＡＺＡＷＡＡ，ＡＭＡＧＡＩＴ，ＯＨＵＲＡＴ．Ｔｅｍｐｏｒａｌｔｒｅｎｄｓａｎｄｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐｓｏｆｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓａｎｄｔｈｅｉｒｐａｒｅｎｔｃｏｍｐｏｕｎｄｓｉｎｕｒｂａｎａｉｒ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００６，４０（１５）：４５９２⁃４５９８．［１７］㊀ＫＡＫＩＭＯＴＯＫ，ＮＡＧＡＹＯＳＨＩＨ，ＫＯＮＩＳＨＩＹ，ｅｔａｌ．ＡｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎＥａｓｔＡｓｉａ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，２０１４，１１１：４０⁃４６．［１８］㊀王丽，金芬，李敏洁，等．分散固相萃取⁃气相色谱⁃串联质谱法测定蔬菜中多环芳烃及卤代多环芳烃［Ｊ］．分析化学，２０１３，４１（６）：８６９⁃８７５．㊀环㊀㊀境㊀㊀化㊀㊀学３５卷２９６ＷＡＮＧＬ，ＪＩＮＦ，ＬＩＭＪ，ｅｔａｌ．Ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓａｎｄｈａｌｏｇｅｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｖｅｇｅｔａｂｌｅｂｙｇａｓｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙ⁃ｔａｎｄｅｍｍａｓｓｓｐｅｃｔｒｏｍｅｔｒｙ［Ｊ］．ＣｈｉｎｅｓｅＪｏｕｒｎａｌｏｆＡｎａｌｙｔｉｃａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２０１３，４１（６）：８６９⁃８７５（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［１９］㊀ＭＡＪ，ＣＨＥＮＺ，ＷＵＭ，ｅｔａｌ．ＡｉｒｂｏｒｎｅＰＭ２．５／ＰＭ１０⁃ａｓｓｏｃｉａｔｅｄｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓａｎｄｔｈｅｉｒｐａｒｅｎｔｃｏｍｐｏｕｎｄｓｉｎａｓｕｂｕｒｂａｎａｒｅａｉｎＳｈａｎｇｈａｉ，Ｃｈｉｎａ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１３，４７（１４）：７６１５⁃７６２３．［２０］㊀ＦＥＲＮＡＮＤＯＳ，ＪＯＢＳＴＫＪ，ＴＡＧＵＣＨＩＶＹ，ｅｔａｌ．Ｉｄｅｎｔｉｆｉｃａｔｉｏｎｏｆｔｈｅｈａｌｏｇｅｎａｔｅｄｃｏｍｐｏｕｎｄｓｒｅｓｕｌｔｉｎｇｆｒｏｍｔｈｅ１９９７ＰｌａｓｔｉｍｅｔＩｎｃ．ＦｉｒｅｉｎＨａｍｉｌｔｏｎ，Ｏｎｔａｒｉｏ，ｕｓｉｎｇｃｏｍｐｒｅｈｅｎｓｉｖｅｔｗｏ⁃ｄｉｍｅｎｓｉｏｎａｌｇａｓｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙａｎｄ（ｕｌｔｒａ）ｈｉｇｈｒｅｓｏｌｕｔｉｏｎｍａｓｓｓｐｅｃｔｒｏｍｅｔｒｙ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１４，４８（１８）：１０６５６⁃１０６６３．［２１］㊀ＨＯＲＩＩＹ，ＯＫＧ，ＯＨＵＲＡＴ，ｅｔａｌ．Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅａｎｄｐｒｏｆｉｌｅｓｏｆｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄａｎｄｂｒｏｍｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｗａｓｔｅｉｎｃｉｎｅｒａｔｏｒｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００８，４２（６）：１９０４⁃１９０９．［２２］㊀莫李桂，马盛韬，李会茹，等．气相色谱／三重四极杆串联质谱法检测土壤中氯代多环芳烃和溴代多环芳烃［Ｊ］．分析化学，２０１３，４１（１２）：１８２５⁃１８３０．ＭＯＬＧ，ＭＡＳＴ，ＬＩＨＲ，ｅｔａｌ．Ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄ⁃ａｎｄｂｒｏｍｉｎａｔｅｄ⁃ｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｓｏｉｌｓａｍｐｌｅｓｂｙｇａｓｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙｃｏｕｐｌｅｄｗｉｔｈｔｒｉｐｌｅｑｕａｄｒｕｐｏｌｅｍａｓｓｓｐｅｃｔｒｏｍｅｔｒｙ［Ｊ］．ＣｈｉｎｅｓｅＪｏｕｒｎａｌｏｆＡｎａｌｙｔｉｃａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２０１３，４１（１２）：１８２５⁃１８３０（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［２３］㊀ＳＡＮＫＯＤＡＫ，ＫＵＲＩＢＡＹＡＳＨＩＴ，ＮＯＭＩＹＡＭＡＫ，ｅｔａｌ．Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅａｎｄｓｏｕｒｃｅｏｆｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ（Ｃｌ⁃ＰＡＨｓ）ｉｎｔｉｄａｌｆｌａｔｓｏｆｔｈｅＡｒｉａｋｅＢａｙ，Ｊａｐａｎ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１３，４７：７０３７⁃７０４４．［２４］㊀ＦＵＪＩＭＡＳ，ＯＨＵＲＡＴ，ＡＭＡＧＡＩＴ．Ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｇａｓｅｏｕｓａｎｄｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｅｍｉｓｓｉｏｎｓｆｒｏｍｔｈｅｓｃｏｒｃｈｉｎｇｏｆｐｏｌｙｖｉｎｙｌｉｄｅｎｅｃｈｌｏｒｉｄｅｆｉｌｍ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，２００６，６５（１１）：１９８３⁃１９８９．［２５］㊀郑继三，马静，ＨｏｒｉｉＹｕｉｃｈｉ，等．固相萃取／气相色谱质谱法测定灰尘中的氯代多环芳烃［Ｊ］．环境化学，２０１２，３１（７）：１１０１⁃１１０７．ＺＨＥＮＧＪ，ＭＡＪ，ＹＵＩＣＨＩＨ，ｅｔａｌ．Ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｄｕｓｔｂｙｓｏｌｉｄ⁃ｐｈａｓｅｅｘｔｒａｃｔ（ＳＰＥ）ａｎｄｇａｓｃｈｒｏｍａｔｏｆｒａｐｈｙ⁃ｍａｓｓｓｐｅｃｔｒｏｍｅｔｒｙ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２０１２，３１（７）：１１０１⁃１１０７（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［２６］㊀ＯＨＵＲＡＴ，ＫＩＴＡＺＡＷＡＡ，ＡＭＡＧＡＩＴ，ｅｔａｌ．Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅ，ｐｒｏｆｉｌｅｓ，ａｎｄｐｈｏｔｏｓｔａｂｉｌｉｔｉｅｓｏｆｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓａｓｓｏｃｉａｔｅｄｗｉｔｈｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｓｉｎｕｒｂａｎａｉｒ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００５，３９（１）：８５⁃９１．［２７］㊀ＨＯＲＩＩＹ，ＯＨＵＲＡＴ，ＹＡＭＡＳＨＩＴＡＮ，ｅｔａｌ．ＣｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔｓｆｒｏｍｉｎｄｕｓｔｒｉａｌａｒｅａｓｉｎＪａｐａｎａｎｄｔｈｅＵｎｉｔｅｄＳｔａｔｅｓ［Ｊ］．ＡｒｃｈｉｖｅｓｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎａｎｄＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙ，２００９，５７（４）：６５１⁃６６０．［２８］㊀ＭＡＮＺＡＮＯＣ，ＨＯＨＥ，ＳＩＭＯＮＩＣＨＳＬＭ．ＩｍｐｒｏｖｅｄｓｅｐａｒａｔｉｏｎｏｆｃｏｍｐｌｅｘｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｍｉｘｔｕｒｅｓｕｓｉｎｇｎｏｖｅｌｃｏｌｕｍｎｃｏｍｂｉｎａｔｉｏｎｓｉｎＧＣˑＧＣ／ＴｏＦ⁃ＭＳ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１２，４６（１４）：７６７７⁃７６８４．［２９］㊀ＯＨＵＲＡＴ，ＨＯＲＩＩＹ，ＫＯＪＩＭＡＭ，ｅｔａｌ．Ｄｉｕｒｎａｌｖａｒｉａｂｉｌｉｔｙｏｆｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｕｒｂａｎａｉｒ，Ｊａｐａｎ［Ｊ］．ＡｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２０１３，８１：８４⁃９１．［３０］㊀ＯＨＵＲＡＴ，ＳＡＷＡＤＡＫ，ＡＭＡＧＡＩＴ，ｅｔａｌ．Ｄｉｓｃｏｖｅｒｙｏｆｎｏｖｅｌｈａｌｏｇｅｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｕｒｂａｎｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｍａｔｔｅｒｓ：Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅ，ｐｈｏｔｏｓｔａｂｉｌｉｔｙ，ａｎｄＡｈＲａｃｔｉｖｉｔｙ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００９，４３（７）：２２６９⁃２２７５．［３１］㊀ＯＨＵＲＡＴ，ＫＩＴＡＺＡＷＡＡ，ＡＭＡＧＡＩＴ．Ｓｅａｓｏｎａｌｖａｒｉａｂｉｌｉｔｙｏｆ１⁃ｃｈｌｏｒｏｐｙｒｅｎｅｏｎａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃｐａｒｔｉｃｌｅｓａｎｄｐｈｏｔｏｓｔａｂｉｌｉｔｙｉｎｔｏｌｕｅｎｅ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，２００４，５７（８）：８３１⁃８３７．［３２］㊀孙建林，常文静，陈正侠，等．深圳大气颗粒物中卤代多环芳烃污染研究［Ｊ］．环境科学，２０１５，３６（５）：１５１３⁃１５２２．ＳＵＮＪＬ，ＣＨＡＮＧＷＪ，ＣＨＥＮＺＸ，ｅｔａｌ．ＰｏｌｌｕｔｉｏｎｏｆｈａｌｏｇｅｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｍａｔｔｅｒｓｏｆＳｈｅｎｚｈｅｎ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＳｃｉｅｎｃｅ，２０１５，３６（５）：１５１３⁃１５２２（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）．［３３］㊀ＳＡＮＫＯＤＡＫ，ＮＯＭＩＹＡＭＡＫ，ＹＯＮＨＡＲＡＴ，ｅｔａｌ．Ｅｖｉｄｅｎｃｅｆｏｒｉｎｓｉｔｕｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎｏｆｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｏｎｔｉｄａｌｆｌａｔｓ：Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇａｎｄｌａｂｏｒａｔｏｒｙｓｃａｌｅｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，２０１２，８８（５）：５４２⁃５４７．［３４］㊀ＮＩＨ，ＺＥＮＧＥＹ．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌａｎｄｈｕｍａｎｅｘｐｏｓｕｒｅｔｏｓｏｉｌｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄａｎｄｂｒｏｍｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎａｎｕｒｂａｎｉｚｅｄｒｅｇｉｏｎ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙａｎｄＣｈｅｍｉｓｔｒｙ，２０１２，３１（７）：１４９４⁃１５００．［３５］㊀ＯＨＵＲＡＴ，ＦＵＪＩＭＡＳ，ＡＭＡＧＡＩＴ，ｅｔａｌ．Ｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓｉｎｔｈｅａｔｍｏｓｐｈｅｒｅ：Ｓｅａｓｏｎａｌｌｅｖｅｌｓ，ｇａｓ⁃ｐａｒｔｉｃｌｅｐａｒｔｉｔｉｏｎｉｎｇ，ａｎｄｏｒｉｇｉｎ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００８，４２（９）：３２９６⁃３３０２．［３６］㊀ＮＩＬＳＳＯＮＵＬ，ＯＥＳＴＭＡＮＣＥ．Ｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ：Ｍｅｔｈｏｄｏｆａｎａｌｙｓｉｓａｎｄｔｈｅｉｒｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅｉｎｕｒｂａｎａｉｒ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，１９９３，２７（９）：１８２６⁃１８３１．［３７］㊀ＩＳＨＡＱＲ，ＮＡＦＣ，ＺＥＢＵＨＲＹ，ｅｔａｌ．ＰＣＢｓ，ＰＣＮｓ，ＰＣＤＤ／Ｆｓ，ＰＡＨｓａｎｄＣｌ⁃ＰＡＨｓｉｎａｉｒａｎｄｗａｔｅｒｐａｒｔｉｃｕｌａｔｅｓａｍｐｌｅｓ⁃⁃ｐａｔｔｅｒｎｓａｎｄｖａｒｉａｔｉｏｎｓ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，２００３，５０（９）：１１３１⁃１１５０．［３８］㊀ＯＨＵＲＡＴ．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｂｅｈａｖｉｏｒ，ｓｏｕｒｃｅｓ，ａｎｄｅｆｆｅｃｔｓｏｆｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ［Ｊ］．ＴｈｅＳｃｉｅｎｔｉｆｉｃＷｏｒｌｄＪｏｕｒｎａｌ，２００７，７：３７２⁃３８０．［３９］㊀ＦＵＰ，ＶｏｎＴＵＮＧＥＬＮＬ，ＣＨＩＵＬ，ｅｔａｌ．Ｈａｌｏｇｅｎａｔｅｄ⁃ｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ：Ａｃｌａｓｓｏｆｇｅｎｏｔｏｘｉｃｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣａｒｃｉｎｏｇｅｎｅｓｉｓ＆ＥｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙＲｅｖｉｅｗｓ⁃ＰａｒｔＣｏｆＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＨｅａｌｔｈ，１９９９，１７（２）：７１⁃１０９．［４０］㊀ＯＨＵＲＡＴ，ＭＯＲＩＴＡＭ，ＭＡＫＩＮＯＭ，ｅｔａｌ．ＡｒｙｌＨｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｒｅｃｅｐｔｏｒ⁃ｍｅｄｉａｔｅｄｅｆｆｅｃｔｓｏｆｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ［Ｊ］．ＣｈｅｍｉｃａｌＲｅｓｅａｒｃｈｉｎＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙ，２００７，２０（９）：１２３７⁃１２４１．。