12 工程科学学报，第43卷，第1期 渐受到研究者们越来越多的关注 生成作用 NPAHs主要包括l-硝基萘(I-Nitronaphtha- NPAHs和OPAHs的迁移和转化与其母体也 lene,l-NNap)、2-硝基芴(2-Nitrofluorene,.2-NFl)、 有很大的不同，因为它们的分子量更高，吸附机制 3-硝基菲(3-Nitrophenanthrene,3-NPhe)、9-硝 存在差异.其理化性质与其相对分子质量(Mw)和 基菲(9-Nitrophenanthrene,9-NPhe)、9-硝基蒽 含硝基官能团数目相关.随着分子量的增加， (9-Nitroanthracene,9-NAnt)、2-硝基荧蒽(2- NPAHs具有较高的熔点(Mp)、辛醇-水分配系数 Nitrofluoranthene,2-NFlu)、3-硝基荧蒽(3-Nitrof. (Kow入、辛醇-空气分配系数(KoA)、有机碳-水分配 luoranthene,.3-NFlu)、I-硝基芘(l-Nitropyrene, 系数(Ko)和颗粒-气体分配系数(K,),而蒸汽压 l-NPyr)、2-硝基芘(2-Nitropyrene,.2-NPyr)、3- (Wo)、水溶性(S和Henry常数()则较低，.因此 硝基苯并蒽酮(3-Nitrobenzanthrone,3-NBA)、 与母体PAHs相比，当环数相同时，极性官能团的 7-硝基苯并[a蒽(7-Nitrobenz[a]anthracene,7- 存在使得它们在环境介质中具有更大的流动性， NBaA)、6-硝基䓛(6-Nitrochrysene,6-NChr)、6- 分布更加广泛1)较低的饱和蒸汽压使NPAHs 硝基苯并[a芘(6-Nitrobenz[a]pyrene,6-NBaP)、 和OPAHs更容易与细颗粒物相结合P有研究 l,3-二硝基芘(l,3-Dinitropyrene,1,3-DNP)、1,6- 表明环境空气中90%以上的NPAHs和OPAHs质 二硝基芘(1,6-Dinitropyrene,.1,6-DNP)、1,8-二 量分布在PM2.5上，随着细颗粒物进入人体肺部和 硝基芘(I,8-Dinitropyrene,.l,8-DNP)等-1 支气管末端等结构和组织中)，造成更大的潜在健 OPAHs的主要组分有1-茚酮(1-Indanone, 康风险 1-INDA)、1,4-萘醌(1,4-Naphthoquinone,l,4- 2机动车尾气排放研究方法 NQ)、l-萘甲醛(l-Naphthaldehyde,l-NALD)、联 苯-2-甲醛(2-Biphenylcarboxaldehyde,2-BPCD)、 为研究机动车尾气PAHs及其衍生物的排放 9-芴酮(9-Fluorenone,9FO)、苊醌(1,2-Acena- 特征，需首先对机动车尾气进行采集.机动车尾气 phthenequinone,l,2-ACQ)、蒽醌(9，l0-Anthraqui- 采样方法可根据实验场地的不同分为实验室台架 none,9,l0-ATQ)、1,&-萘酐(l,8-Naphthalic anhy- 实验和实际道路测试，实际道路测试又包括车载 dride,l,8-NAA)、苯并蒽酮(Benzanthrone,BZO、 实验、隧道实验和路边实验 苯并(a)蒽-7，l2-二酮(Benz(a)anthracene-7,l2- 2.1实验室台架实验 dione,BaAQ)、5,12-四并苯醌(5，l2-Naphthacene-. 台架实验是选取常见的在用车，通过发动机 dione,5,12-NACQ)、6H-苯并[cd芘基-6-酮(6H- 或者底盘测功机模拟车辆在实际道路上的行驶工 benzo[cd]pyrene-6-one,BPYRone)19-201 况，从而测量车辆在该工况下的尾气排放因子.台 PAHs衍生物的浓度不易根据人类活动的强 架实验装置如图1所示.常见的测试程序包括：新 度来预测，也不易与PAHs母体的浓度相关联.这 欧洲驾驶循环(NEDC)、全球轻型汽车测试循环 是因为PAHs衍生物的人为源强度与PAHs不同 (WLTC)、美国联邦测试程序(FTP)、附加联邦测 NPAHs和OPAHs的直接来源主要有化石燃料的 试规程(SFTP)、简易工况循环(IM240)、欧盟经济 热解或不完全燃烧、工业排放、垃圾焚烧炉排放、 委员会制定的模态工况(ECE)和密闭室蒸发排放 交通排放、生物质燃烧以及自然火灾等72训来自 测试(SHED)等 直接燃烧排放的NPAHs浓度通常比其母体PAHs 低1~3个数量级2-而对于城市环境，有研究 xhaus ampling bags gas 指出NPAHs和OPAHs的主要来源是机动车源，包 Driver's aid Dilution air 括汽油和柴油机动车尾气排放等-2Wada等2 Heat Gas analysers Dilution exchanger 发现，日本长崎大气中颗粒物的NPAHs浓度与交 tunnel No,] 通量呈正相关 lowe Co, co 除了直接来源之外，NPAHs和OPAHs还源于 Roller Particle HC 母体PAHs与大气氧化剂（例如OH、NO3、N2O5和 (with electric brake) meas.system O3)的气相和多相反应叫，这是多环芳烃衍生物重 Control unit 要的二次来源.Kojima等2研究发现在颗粒物中 图1台架实验装置示意图) 大部分的OPAHs主要来源于传输过程中的二次 Fig.1 Schematic of a bench test facility渐受到研究者们越来越多的关注. NPAHs 主要包括 1 –硝基萘 (1–Nitronaphtha￾lene, 1–NNap)、2–硝基芴(2–Nitrofluorene, 2–NFl)、 3 –硝基菲 (3–Nitrophenanthrene, 3–NPhe)、9 –硝 基菲 (9–Nitrophenanthrene, 9–NPhe)、 9 –硝基蒽 (9 –Nitroanthracene,  9 –NAnt)、 2 – 硝基荧 蒽 (2 – Nitrofluoranthene, 2–NFlu)、3–硝基荧蒽 (3–Nitrof￾luoranthene, 3–NFlu)、1 –硝基芘 (1–Nitropyrene, 1–NPyr)、2–硝基芘 (2–Nitropyrene, 2–NPyr)、3– 硝基苯并蒽 酮 (3 –Nitrobenzanthrone,  3 –NBA)、 7 –硝基苯并 [a] 蒽 (7–Nitrobenz[a]anthracene, 7– NBaA)、6–硝基䓛(6–Nitrochrysene, 6–NChr)、6– 硝基苯并 [a] 芘 (6–Nitrobenz[a]pyrene, 6–NBaP)、 1,3–二硝基芘 (1,3–Dinitropyrene, 1,3–DNP)、1,6– 二硝基芘 (1,6–Dinitropyrene, 1,6–DNP)、1,8–二 硝基芘 (1,8–Dinitropyrene, 1,8–DNP) 等 [17−18] . OPAHs 的主要组分 有 1 – 茚酮 （ 1 –Indanone, 1 –INDA） 、 1,4 – 萘 醌 (1,4 –Naphthoquinone,1,4 – NQ)、1–萘甲醛 (1–Naphthaldehyde,1–NALD)、联 苯–2–甲醛 (2–Biphenylcarboxaldehyde,2–BPCD)、 9 – 芴 酮 (9 –Fluorenone, 9FO)、 苊 醌 (1,2 –Acena￾phthenequinone,1,2–ACQ)、蒽醌 (9,10–Anthraqui￾none, 9,10–ATQ)、1,8–萘酐 (1,8–Naphthalic anhy￾dride,1,8 –NAA)、苯并蒽 酮 (Benzanthrone,  BZO)、 苯并 (a) 蒽–7,12–二酮 (Benz(a)anthracene–7,12– dione, BaAQ)、5,12–四并苯醌 (5,12–Naphthacene￾dione,5,12–NACQ)、6H–苯并 [cd] 芘基–6–酮 (6H– benzo[cd]pyrene–6–one,BPYRone) 等 [19−20] . PAHs 衍生物的浓度不易根据人类活动的强 度来预测，也不易与 PAHs 母体的浓度相关联. 这 是因为 PAHs 衍生物的人为源强度与 PAHs 不同. NPAHs 和 OPAHs 的直接来源主要有化石燃料的 热解或不完全燃烧、工业排放、垃圾焚烧炉排放、 交通排放、生物质燃烧以及自然火灾等[17, 21] . 来自 直接燃烧排放的 NPAHs 浓度通常比其母体 PAHs 低 1～3 个数量级[22−23] . 而对于城市环境，有研究 指出 NPAHs 和 OPAHs 的主要来源是机动车源，包 括汽油和柴油机动车尾气排放等[21−22] . Wada 等[24] 发现，日本长崎大气中颗粒物的 NPAHs 浓度与交 通量呈正相关. 除了直接来源之外，NPAHs 和 OPAHs 还源于 母体 PAHs 与大气氧化剂（例如 OH、NO3、N2O5 和 O3）的气相和多相反应[1] ，这是多环芳烃衍生物重 要的二次来源. Kojima 等[25] 研究发现在颗粒物中 大部分的 OPAHs 主要来源于传输过程中的二次 生成作用. NPAHs 和 OPAHs 的迁移和转化与其母体也 有很大的不同，因为它们的分子量更高，吸附机制 存在差异. 其理化性质与其相对分子质量 (MW) 和 含硝基官能团数目相关. 随着分子量的增加 ， NPAHs 具有较高的熔点 (MP )、辛醇–水分配系数 (KOW)、辛醇–空气分配系数 (KOA)、有机碳–水分配 系数 (KOC) 和颗粒–气体分配系数 (Kp )，而蒸汽压 (Vp )、水溶性 (S) 和 Henry 常数 (H) 则较低[17] . 因此 与母体 PAHs 相比，当环数相同时，极性官能团的 存在使得它们在环境介质中具有更大的流动性， 分布更加广泛[18] . 较低的饱和蒸汽压使 NPAHs 和 OPAHs 更容易与细颗粒物相结合[26] . 有研究 表明环境空气中 90% 以上的 NPAHs 和 OPAHs 质 量分布在 PM2.5 上，随着细颗粒物进入人体肺部和 支气管末端等结构和组织中[3] ，造成更大的潜在健 康风险. 2    机动车尾气排放研究方法 为研究机动车尾气 PAHs 及其衍生物的排放 特征，需首先对机动车尾气进行采集. 机动车尾气 采样方法可根据实验场地的不同分为实验室台架 实验和实际道路测试，实际道路测试又包括车载 实验、隧道实验和路边实验. 2.1    实验室台架实验 台架实验是选取常见的在用车，通过发动机 或者底盘测功机模拟车辆在实际道路上的行驶工 况，从而测量车辆在该工况下的尾气排放因子. 台 架实验装置如图 1 所示. 常见的测试程序包括：新 欧洲驾驶循环（NEDC）、全球轻型汽车测试循环 （WLTC）、美国联邦测试程序（FTP）、附加联邦测 试规程（SFTP）、简易工况循环（IM240）、欧盟经济 委员会制定的模态工况（ECE）和密闭室蒸发排放 测试（SHED）等. Exhaust gas Sampling bags Gas analysers NOx CO2 CO HC Blower Particle meas. system Control unit Roller (with electric brake) Driver’s aid Dilution air Dilution tunnel Heat exchanger 图 1    台架实验装置示意图[32] Fig.1    Schematic of a bench test facility[32] · 12 · 工程科学学报，第 43 卷，第 1 期