PAHs 及其衍生化合物，在分子結構是具有不飽和雙鍵之苯環或環戊二 烯（cyclopentadiene）等官能基相互加成或聚合而成（Petry et al., 1996）。
由於PAHs 是由兩個或多個苯環相互鍵結成各類型之碳氫化合物，因為 其蒸氣壓的特性，PAHs 具有氣態、固態的型式（林，2000），在常溫、常 壓下其蒸氣壓介於 10-2~10-11 ㎜ Hg 之間，多屬於半揮發性有幾化合物
（SVOCs；semi-volatile organic compounds）。而飽和蒸氣壓 10-8㎜Hg 以下 之化合物，在常溫、常壓下幾乎以固態相存在（陳，2003、Table 1）。其揮 發性會隨分子量增加而降低，而根據(IARC,1987)的報告較高分子量的 PAHs 通常較具致癌性。
PAHs 依據分子量的分類中，低分子量是包含 2 環的:Nap;3 環的:
acenaphthylene, AcPy;acenaphthene, Acp;fluorene, Flu;phenanthere, PA;anthracene, Ant;中分子量包含 4 環的: fluoranthene, FL;pyrene, Pyr;benz(a)anthracene, BaA;chrysene, CHR;高分子量包含 5 環的:
cyclopentata(c,d)pyrene , CYC;benzo(b)fluoranthene, BbF,
benzo(k)fluoranthene, BkF;benzo(e)pyrene, BeP;benzo(a)pyrene, BaP;perylene, PER;6 環的: indeno(1,2,3-cd)pyrene , IND;dibenz(a,h)anthracene,
DBA;benzo(b)chrycene, BbC;benzo(ghi)perylene, BghiP;7 環的: coronene , COR，低分子量的 PAHs 由於蒸氣壓的關係在儲存及實驗分析上的穩定性都 不如高分子量的PAHs（Pleil et al., 2004），另外，親電性反應之 Eπ 值越高 時，其化合物之相對活性亦隨之增高，而且隨著PAHs 的分子量之增加有升 高的趨勢；因此環數較多之分子量較大PAHs，大都可藉由吸附或凝結方式 附著於表面積較大的微粒物上，且大部分多附著於小於10µm 的微粒上（陳，
2001）。但通常 PAHs 的親電子性不高，化合物都較穩定（Li et al., 1993）。
並且由於高分子量的PAHs 較具致癌性，對於人類的健康影響有較直接的影
響，所以在本次研究中主要以分析中、高分子量的PAHs 為主。
B(a)P、DB(a,e)P 及促致癌性物：Pyr、B(ghi)P。
2-3 PAHs 的來源
PAHs 一般是由碳氫化合物的不完全燃燒或熱解(Pyrolysis)反應所形成
（Pufulete et al., 2004；林，2003）。來源的途徑主要分為: 移動污染源與固 定污染源；機動車排放為主要的移動污染源，而固定污染源包括家庭烹飪、
工業製程之燃燒廢氣、垃圾焚化及火力發電等（林，2003）。另外，自然界 中的來源像是森林火災或是火山爆發也會產生（Yang et al., 2002）。然而，
大部分還是經由人類活動的排放例如：引擎排放或商業燃燒、煙碳和許多 工業上的製成所產生出來為多數（Pleil et al., 2004）。在歐洲的研究報告中
指出，環境中的總PAHs 約有 1/3 是交通源所貢獻（Laschober et al., 2004），
其中2/3 屬於非陸地上的交通源，例如飛機、船舶…等，每年約有 383 噸的 PAHs 的排放量（陳等，2005），所以交通為主要 PAHs 的來源(Li et al, 2003)。
在土壤中PAHs 的濃度也會隨接近燃爐而增加。瑞典的報告中，煉鋼廠 址外的水表面，每10 Km2 PAHs 的年總量排放源是 290kg/year（Yang et al., 2002）。其中，亨利常數（Henry’s law constants, Hc）為評估自空氣介質傳 輸至其他環境介質（水體、底泥、土壤）的主要參數（李，2000）。 關的（Yang et al.,2002）。流行病學上也已指出在肺癌也是有高風險的。在 另一個流行病學研究的報告中提出罹患肺癌的風險是是一般族群的2.5 倍
（Yang et al., 2002）。而在加油站員工及煤焦場並顯示有明顯的較高肺癌發 生率，且大氣中B(a)P 的濃度與發生率有線性關係（Petry et al., 1996）。在台 灣電弧爐煉鋼為我國鋼鐵產業中重要的一環，而在製程中會產生大量的塵 煙，在2002 年研究指出在鋼鐵廠電弧爐的煙道所排的 PAHs 排放係數高達 1170µg/kg-product。PAHs 在環境中主要是由機動車輛排放形成（特別是柴 油車），carbon black（碳黑）、creosote（雜酚油）、soot(煤油)、residual(殘留
油)等。並可能藉由煤或油產生的合成燃料而來。如果沒有控制好的話，PAHs
nitrobenzo(a)pyrenes 和 6-nitrobenzo(a)pyrenes 會被形成；大部份的研究推 測出PAH 的 epoxides 或 arene oxide 的確是 electrophilic chemical species 而誘發Bap-mediated 致癌；然而生化作用會轉移 epoxides 進入 C+離子會攻 擊DNA 或 RNA 電子有缺陷的位置。為了滿足 PAH 化學的代謝結果，空間 結構在致癌的過程中就扮演了重要的角色。例如：同分異構物
benzo(a)pyrenediol epoxide (BPDE) 在 DNA 上就有不同的影響。當傳入到 DNA 螺旋時，BPDE II(-)的結構是最適合磷酸化螺旋的位置。然而；DNA 空 間的選擇也只允許一個同分異構物B(a)P 帶正電的結構（BPTC I (+)），去最 接近而來共價鍵結到鳥糞瓢呤的N2 ，所以 DNA 一定會展開形成另一個 DNA 蛋白質來允許致癌基因，在動物實驗方面 dibenzo(a,h)pyrene (DBaihP) 和dibenzo(a,i)pyrene (DBaiP) 似乎是強致癌物，餵食老鼠 DBaiP 的同分異 構物6µg 有造成肉瘤的現象。而在 3,4-diols 在靠近 epoxide 結構會有近似
2-6 生物偵測指標
(Harpper, 1957)研究中發現 Pyrene 在老鼠體內會產生羥基化作用，產生 1-hydroxypyrene、1,6-dihydroxypyrene 和 1,8-dihydroxypyrene，近年來的發 現Pyrene 可轉換為 Trans-4,5-dihydro-4,5-dihydroxypyrene 和
N-acetyl-s-(4,5-dihydro-4-hydroxy-5-pyrenyl)-L-cysteine，可能與細胞的 DNA 結合導致細胞突變，而產生癌變。目前PAHs 尿中代謝物有
1-hydroxypyrene、1- hydroxypyrene-glucuronide 、3-hydroxybenzo(a)pyrene (3-OHBaP)，其中以偵測 1-hydroxypyrene 的生物生物偵測指標最具代表性，
且技術較為成熟。雖然B(a)P 亦可以當作生物指標，但是 B(a)P 在人體中可 被代謝成20 多種產物，並且在這些物質的檢測方式尚未成熟，所以生化指 標多以Pyrene 在人體中的主要產物 1-hydroxypyrene 為指標。
2-7 分析條件的選擇 2-7-1 採樣介質的選擇
目前採集粒狀 PAHs 所使用的介質包含有、玻璃纖維濾紙（glass-fiber）、 石英纖維濾紙（quartz-fiber）、鐵氟龍纖維濾紙（Teflon-fiber）（Pleil et al., 2004），在NIEA A102.11A 的方法中提到，一般的空氣中粒狀污染物檢測法—
高流量採樣法的濾紙是以glass-fiber 為主，而在（鄭，2001）的添加回收率 分析結果中，分別對空白濾紙與採樣濾紙各添加一定量標準品，經過超音
波震盪萃取後其結果兩者的添加回收率均達 90％以上，所以在本研究中也
是以glass-fiber 為採樣介質。
2-7-2 分離管柱的選擇
良好的分離管柱選取，能幫助實驗得到更良好的分析結果，本研究團 隊從使用中毛細管柱(Kaseisorb LC ODS SUPER 2.0mm×150mm) ，發現中 毛細管柱的偵測極限0.28-0.72pg（鄭，2001）而本次研究達 0.01-0.08pg 的 更佳表現並且分析時間中毛細管柱只需要 13 min。以綠色化學的觀點來
說，在本實驗中，以中毛細管柱為分離管柱，能達到偵測極限低的微量分 析及快速分析而可以達到減少廢液的結果。
2-7-3 萃取方法的選擇
PAHs 的萃取方法有索氏萃取法（Fang et al., 2004；Yang et al., 2002）；
超音波萃取法和超臨界萃取法，其中索氏萃取法所需要花費的時間較長以 及使用大量有機溶劑，對於現今提倡的綠色化學來說並非一個良好的萃取 方法，而超臨界液相萃取法亦屬於探索階段（Pleil et al., 2004；鄭，2001），
且對於高分子量的PAHs 萃取效率比索氏萃取法為差，同時對低濃度萃取亦 不適合（Frans et al., 1997）。在萃取液的選擇方面，因為 PAHs 的分子結構 非常對稱，其偶極距很小，因此通常為低極性物質（鄭，2001、薛，1999），
所以選擇非極性或弱極性的氰甲烷為萃取液，且能得到良好的再現性、萃 取率及有效減少溶劑（鄭，2001）。因而，本實驗選擇的萃取方法為超音波 萃取法並以氰甲烷為萃取液，以達到減少有機溶劑及快速萃取的目的。
2-7-4 萃取液的比較
萃取液的選擇，除了對所分析的物質萃取能力有關係外，還必須考慮 到對環境的影響與衝擊，以及經濟面上的考量。在（楊，1999）的報告中 分 別 以 benzene:ethanol=3:1(V:V) 、 dichloromethane:ethanol=1:1(V:V) 、 acetonitrile:dimethyl sulfoxide=1:1(V:V)進行萃取，其再現性與添加回收率比
較。結果發現此三種萃取方法的添加回收率都可以達到 90％以上，但以二
氯甲烷為萃取液時其圖譜滯留時間會飄移，且PAHs 的圖譜較寬；而苯和乙 醇的萃取液與氰甲烷萃取液在表現上都能得到良好結果，但本研究長期以 來的研究亦可呈現利用氰甲烷亦是能獲得良好的添加回收率的同時，則選 擇使用萃取方式方便、簡單、經濟的氰甲烷當作萃取液的方法。
2-8 PAHs 的健康風險評估 risk）為 7.3mg/kg/d，及其相對飲水風險率（每日 2 公升計）則為：2.1×10-4
（µg/L）-1 ，（Boström et al., 2002）根據歐盟的空氣品質準則中，大氣環境
了單獨將B(a)P 計算出風險值，另一方面也將根據 B(a)P 之等當量值，計算 出本研究5 種等當量 B(a)P 濃度，再分別代入各風險評估式中。
本研究的風險評估以評估位於本校週遭居民的風險評估為主：
參數的假設為：
(a)計算依據(Chau et al., 2002)所調查在的生活作息時間資料，以民眾平 均位於室外的時間為1.25 小時。
(b)依據美國環保署的(Exposure Factors Handbook, 1996），平均餘命為 70 歲。
CA: air concentration (ng/m3)
ET: exposure time,暴露時間 (hours/day) EF: exposure frequency (365days/year) ED: exposure duration (1year)
AT: average life time, 平均餘命 (70 年×365day×24hours) IUR=inhalation unit risk: (9×10-5（ng/m3）)-1
並且增加考慮吸收率的因素，所以風險評估式校正為:
3 1
( )
( / ) CA ET EF ED AF
Risk IUR ng m
AT
× × × ×
−= ×
其中:
AF: absorption fraction, 吸收率=(50％)
另外在作業環境中上的健康風險暴露評估則以（王，2003；陳，2001；
薛，1999）所評估的模式 Risk=C × Unit Risk 計算出：
C : 空氣中等當量 B(a)P 濃度（ng/m3） Unit Risk： 7×10-5（ng/m3）-1
第三章、材料與方法 3-1 材料
3-1-1 藥品
1. Pyrene, Pyr (Aldrich chemical, America)
2. Benzo(k)fluoranthene, B(k)F（Aldrich chemical, America）
3. Benzo(a)pyrene, B(a)P（Aldrich chemical, America）
4. Benzo(ghi)perylene, B(ghi)P（Aldrich chemical, America）
5. Dibenzo(a,e)pyrene, DB(a,e)P（Accu standard, America）
3-1-2 實驗器材
1.10ml 共栓試管（Pyrex）
2.超音波震盪器（Branson 8200,USA）
3.微量電子天平（ER-182A,Tokyo Japan）
4.玻璃纖維濾紙（Gelman Science, 20.3 ㎝ × 25.4 ㎝）
5.離心機（Hitachi O5P-21,Tokyo Japan）
6. 13.5 ㎜ φ 切割器
7.冷凍櫃（Sanyo Ultra Low）
8.高流量採樣器（KIMOTO 1221FT, Japan）
3-1-3 儀器設備
1.高效率液相層析儀（Shimadzu system）
2.Degasser Unit（Gasu Kuro Kogyo, model 546）
3.Semi-micro column（Kaseisorb LC ODS SUPER 2.0mm×150mm，
Japan）
4.Column oven（Shimadzu CTO-6B, Japan）
5.Fluorescence（Shimadzu RF-10AXL, Japan）
6.電腦訊號處理系統：訊華 SIS-LAB 層析積分處理系統 98 版
3-2 採樣方法
本研究所使用的是高流量採樣器（KIMOTO 1221FT, Japan），採樣前並 以流量校正器進行校正，而採樣的流速設定在1.1m3/min。 度及滯留時間，接下來將資料輸入Microsoft Excel 2000 進行數據處理，分 別以Microsoft Excel 2000 的運算程式，計算出幾何平均數、變異係數、標 準差，進一步繪出直方圖、折線圖。
3-3-2 PAHs 分析波長條件
先將五種標準品選擇出最佳激發波長與發射波長，Pyr 的 EX=331nm；
EM=390 nm、B(k)F 的 EX=370nm；EM=406 nm、B(a)P 的 EX=370nm；EM=406
nm、B(ghi)P 的 EX=367nm；EM=410 nm、DB(a,e)P 的 EX=306nm；EM=398 nm，以得到最佳感度（Table 5）。
3-3-3 PAHs 分析設備條件
本研究中以 Shimadzu system 的系統包含：pump：LC-9A、system controller：SCL-10A、auto injector：SIL-10A 搭配偵測器：Fluorescence RF-10AXL，分離管柱為 Kaseisorb LC ODS SUPER 2.0mm×150mm，烘箱溫 度 30℃，移動相為 Acetonitrile：H2O=75：25(v/v)，流速為 0.6mL/min，注 入量為10µl 進行分析（Table 6）。
3-3-4 檢量線建立
本研究選定5 種 PAHs，全部以微量天平精秤後，溶於 dimethyl sulfoxide
（DMSO）溶劑中，作為 stock solution。再以 3 倍系列稀釋配置得到 5 點
本研究以美國材料試驗協會 (American Society for Testing and Materials, ASTM)的定義，選定檢量線最低濃度做重複分析，取分析得到之波峰面積
3-3-7 樣品分析品質管制
為確保分析過程中實驗數據之可性度，本研究以固定濃度之標準品作
為確保分析過程中實驗數據之可性度，本研究以固定濃度之標準品作