4-1 檢量線與層析圖譜結果
本次研究之PAHs 檢量線範圍為 Pyr 1298.17~0.16(pg/ml)、B(k)F
2667.28~32.39(pg/ml) 、B(a)P 1200.27~14.82(pg/ml)、B(ghi)P 2375.15~29.32 (pg/ml) 、DB(ae)P 711.27~8.78(pg/ml) （Table 7），層析圖譜如（Fig. 5）且 檢量線均達0.995 以上（Fig. 6）。
4-2 分析方法再現性的結果
分析方法再現性的結果其滯留時間、波峰面積、波峰高度的變異性均 在10％以下，顯示出穩定性良好（Table 8）。
4-3 偵測極限的結果
偵測極限的測試結果，此5 種物質均可達 pg（Table 9）。本次實驗中 針對GC/MS 與 HPLC-Flu.的偵測極限進行評估比較，其中 B(a)P 的感度 HPLC-Flu.高於 GC/MS 約 2000 倍，顯示出本次實驗以 HPLC-Flu.進行分析 能比GC/MS 得到更佳的感度。
4-4 品質管制的結果
樣品分析品質管制的結果針對其滯留時間、波峰面積、波峰高度的變 異性除了DB(a,e)P 為 16.6％，其餘 PAHs 的滯留時間、波峰面積、波峰高 度的變異性均在7％以下，顯示出穩定性良好（Table 10）。
4-5 歷年分析的結果 4-5-1 評估污染源
郭錦堂研究團隊所做的歷年分析（郭，1991、1994、2004；黃，1994；
楊，1993；楊，1999；劉，1995；鄭，2001）結果如下（Table 11）所示。
其中依據(Sawicki et al., 1962）的報告 B(a)P/ B(ghi)P 的比值可以用來評估是 移動性污染源或固定性污染源。結果顯示比值歷年均小於0.6，表示歷年來 此地區的環境大都為移動性污染源（Fig. 7）。但吾人觀察 2004 年的氣候條 件顯示，其中有多日的天空為白天昏暗、可見度不佳，推測可能是大氣條 件而影響2004 年的比值或是台中科學園區迅速的開發而受影響，導致 2004 年的比值相較於前幾年來較大（Table 11），因此調閱台中市環保局所公佈 的環境監測資料，發現忠明站（Jhongming station）和西屯站（Situn station）
的監測資料中，在2004 年 11 月到 12 中空氣污染指標（Pollutants Standards Index, PSI）PSI＞100 的次數分別是 6 次及 10 次（Table 14），其中台中科 學園區即位於西屯區中，由此觀察發現，台中科學園區迅速的開發確實是 一個影響因子，但仍需接下來的研究團隊進行更多的評估，才能了解台中 科學園區對台中市大氣環境的影響。
4-5-2 歷年來 B(a)P 濃度變化趨勢
B(a)P 的濃度一向是大氣污染物中健康風險性的指標。由（Table 11）歷 年來B(a)P 的濃度變化數值分別為 1990 年 3.36 ng/m3、1991 年 2.65 ng/m3、
但在（Boström et al., 2002）的報告中所提出大氣環境中 B(a)P 的濃度介於 1.43 ng/m3有較高外，大致上是有下降的趨勢。（Fig. 10、Table 11）B(k)F 的濃度變化趨勢，從1990 年濃度 2.15 ng/m3到2004 年濃度 0.33 ng/m3，其 中1990 年濃度 2.15 ng/m3到1993 年濃度 2.15 ng/m3下降的趨勢最明顯，大 致上是呈現下降的趨勢。（Fig. 11、Table 11）B(ghi)P 的濃度變化趨勢，從 1990 年濃度 5.92 ng/m3到 2004 年濃度 1.54 ng/m3，除了1994 年濃度 8.00 ng/m3有偏高外，大致上是有下降的趨勢。（Fig. 12、Table 11） DB(a,e)P 的 濃度變化趨勢，從1990 年濃度 0.82 ng/m3到2004 年濃度 0.06 ng/m3，大致 上是有下降的趨勢，其中1993 年並無對 DB(a,e)P 進行評估。由(Fig. 13)比 較歷年來此五種分析的物質濃度的變化，大致上空氣中的濃度變化為
B(ghi)P＞B(a)P＞B(k)F＞Pyr＞DB(a,e)P，且各物質都有下降的趨勢（Fig.
8~12）。
4-6 健康風險評估的結果
4-6-1 1990-2004 年健康風險評估
健康風險評估中，大氣中的健康風險評估（Boström et al., 2002）根據 歐盟的空氣品質準則中，指出終身暴露於0.1ng/m3的B(a)P 濃度中，致癌 的風險值為10-5，而一般民眾的可接受風險值為10-6，若是在作業環境中 依據美國政府職業安全屬(Occupational Safety and Health Admistration, OSHA)的規範，為將有致癌物質的可允許暴露濃度之危害風險限值規範為 10-3，並且而在USEPA 中所計算的終身風險度為 6.4×10-4。
本研究結果（Table 12、Fig.14）以 B(a)P 為基準之下所計算出來的風險 評估值為1990 年 4.69E-09、1991 年 3.70E-09、1992 年 3.42E-09、1993 年 1.27E-09、1994 年 4.26E-09、1995 年 7.67E-10、1998 年 1.51E-09、1999 年 1.33E-09、2000 年 1.35E-09、2001 年 1.95E-10、2002 年 2.65E-10、2003 年 2.51E-10、2004 年 6.28E-10、1990-2004 年平均 1.82E-09。
本研究結果（Table 13、Fig.15）若以 B(a)Peq 為基準之下所計算出來的 風險評估值為1990 年 6.22E-09、1991 年 5.08E-09、1992 年 4.49E-09、1993 年1.33E-09、1994 年 5.54E-09、1995 年 1.64E-09、1998 年 2.16E-09、1999 年2.02E-09、2000 年 1.93E-09、2001 年 4.38E-10、2002 年 3.14E-10、2003 年2.97E-10、2004 年 7.79E-10、1990-2004 年平均 2.69E-09。
PAHs 的健康風險評估，大致上是採以戴奧辛的毒性當量方式所計算，
但因為PAHs 目前尚無定立出固定所要計算的物質種類，所以會依不同研究 而有所不同，本研究中特別將單獨以B(a)P 為基準，以及 B(a)Peq 為基準的 兩種不同的方式分別計算出（Table 12、Table 13）。而兩種不同的方式所計 算出的風險數值也因為所貢獻的B(a)P 量的不同而有差別（Fig.14）。
所以在吸入途徑導致個人致癌風險度的風險評估方面，所評估出來的 中的採樣點來比較，工業區背景對照（Fang et al., 2004，B(a）P=4.6 ng/m3， 位於中港路交通要道旁的校園中；background(Tunghai University)）＞本研 究 （B(a)P=0.45 ng/m3，位於英才路旁的宿舍樓頂；roadside dormitory in top floor）＞行政區樓頂(Pleil et al., 2004，B(a)P=0.09 ng/m3，位於校園中行政 區樓頂；top floor in the school)，顯示出交通的忙碌程度的確是造成 PAHs 的因素之一。
不同的鋼鐵工業中若以不同的動力能源來進行健康風險評估比較，電 弧爐；Steel and iron industries-Coke（1.25E-01）＞燃煤；Steel and iron industries- Heavy oil（9.46E-02）＞重油；Steel and iron industries - Electricity
（8.45E-02）；在工作製程中，碳棒電極製程；Carbon anode production
（8.15E-02）＞石墨製程；Graphite production（5.89E-03）＞碳化矽製程 Silicon carbide production （ 2.50E-03 ） ＞ 瀝 青 舖 切 製 程 ； Bitumen paving work
（1.03E-03）＞金屬回收製程；Metal recycling process（6.94E-04）；在收費 站員工中，白天班；highway toll station workers- dayshift（1.22E-02）＞晚班；
highway toll station workers- nightshift（1.11E-02）＞大夜班；highway toll station workers- late-nighshift（9.44E-03）。
第五章 結論與建議