环境科学  2019, Vol. 40 Issue (10): 4337-4344   PDF    
引用本文
程轲, 季婉婉, 郝炜伟, 王艳, 易鹏, 支国瑞, 张佳羽, 张洋, 张诗澜. 城市生活垃圾露天焚烧排放PM2.5中重金属污染特征及其暴露健康风险[J]. 环境科学, 2019, 40(10): 4337-4344.
CHENG Ke, JI Wan-wan, HAO Wei-wei, WANG Yan, YI Peng, ZHI Guo-rui, ZHANG Jia-yu, ZHANG Yang, ZHANG Shi-lan. Characteristics of Heavy Metal Pollutants of PM2.5 from Open Burning of Municipal Solid Waste (MSW) and the Associated Exposure Health Risks[J]. Environmental Science, 2019, 40(10): 4337-4344.
城市生活垃圾露天焚烧排放PM2.5中重金属污染特征及其暴露健康风险
程轲1, 季婉婉1, 郝炜伟1, 王艳1,2, 易鹏3, 支国瑞3, 张佳羽1, 张洋1, 张诗澜1     
1. 河南师范大学环境学院, 黄淮水环境与污染防治教育部重点实验室, 新乡 453007;
2. 新乡医学院公共卫生学院, 新乡 453003;
3. 中国环境科学研究院, 北京 100012
收稿日期: 2019-03-26; 修订日期: 2019-04-24
基金项目: 国家自然科学基金项目（21507024，21407122）；中国博士后科学基金项目（2015M580631）；河南省博士后科研项目（2015074，2015077）；大气重污染成因与治理攻关项目（DQGG0209）
作者简介: 程轲(1984~), 男, 博士, 副教授, 主要研究方向为典型人为源大气污染物排放特征, E-mail:18858154190@163.com
摘要: 利用烟气稀释采样系统，针对不同功能区城市生活垃圾（MSW）样品，分别考虑桶内焚烧和自然堆积焚烧两种常见露天焚烧方式，对城市生活垃圾露天焚烧排放PM2.5中重金属的污染特征及其居民暴露健康风险进行分析和评估.结果表明，5种不同组分垃圾焚烧排放的重金属中，锌（Zn）含量均为最高，可达1324.03~3703.12 mg·kg-1，镉（Cd）含量最低，为20.25~63.68 mg·kg-1；地累积指数结果显示，铅（Pb）、Zn、砷（As）和Cd的污染程度较高，自然堆积焚烧下均已达中度及以上污染水平，Cd的地累积污染指数远大于5；人体健康风险评估结果表明，8种重金属（Pb、Zn、Cu、Mn、As、Cd、Cr和Ni）经呼吸暴露的非致癌风险值均小于1，属于安全范围内；自然堆积焚烧下，As和Pb对儿童经皮肤接触的非致癌总风险值大于1，存在非致癌风险；4种致癌元素（As、Cd、Cr和Ni）的致癌风险值均小于1.0×10-4，但若长期处于这种环境下，会存在较低的潜在致癌风险.
关键词: 城市生活垃圾(MSW)      露天焚烧      地累积指数法(Igeo)      重金属      健康风险评价     
Characteristics of Heavy Metal Pollutants of PM2.5 from Open Burning of Municipal Solid Waste (MSW) and the Associated Exposure Health Risks
CHENG Ke1 , JI Wan-wan1 , HAO Wei-wei1 , WANG Yan1,2 , YI Peng3 , ZHI Guo-rui3 , ZHANG Jia-yu1 , ZHANG Yang1 , ZHANG Shi-lan1     
1. Key Laboratory of Yellow River and Huai River Water Environment and Pollution Control, Ministry of Education, School of Environment, Henan Normal University, Xinxiang 453007, China;
2. School of Public Health, Xinxiang Medical University, Xinxiang 453003, China;
3. Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China
Abstract: The characteristics and health risk assessment for heavy metal pollutants in PM2.5 discharged from the open burning of municipal solid waste (MSW) in different functional areas were studied using a flue gas diluted sampling system. The two common open burning modes of barrel and natural pile-up burning were considered. The results show that the concentration of zinc (Zn) was the highest among the heavy metals produced by five different components of waste incineration, ranging from 1324.03 to 3703.12 mg·kg-1. The concentration of cadmium (Cd) was the lowest, ranging from 20.25 to 63.68 mg·kg-1. According to the geo-accumulation index, lead (Pb), Zn, arsenic (As), and Cd were highly polluted in the measured MSW samples, and all four of these metals reached moderate or higher levels of pollution under natural pile-up burning methods. The geo-accumulation index of Cd was much higher than 5. The results of the human health risk assessment showed that non-carcinogenic risk values for 8 heavy metals (Pb, Zn, Cu, Mn, As, Cd, Cr, and Ni) by respiratory exposure were less than 1, which is within the safe range. For natural pile-up burning, the total non-carcinogenic risk values for As and Pb for children were higher than 1, indicating a non-carcinogenic risk. The carcinogenic risk values for four carcinogenic elements (As, Cd, Cr, and Ni) were less than 1.0×10-4, but still represented a low potential carcinogenic risk under exposure for long periods of time.
Key words: municipal solid waste(MSW)      open burning      geo-accumulation index method(Igeo)      heavy metals      health risk assessment     

随着中国城市化进程不断深入和经济不断发展, 产生了大量的城市垃圾, 导致全国过半城市都存在“垃圾围城”的现象[1].垃圾含有大量的微生物, 是病菌、病毒和害虫等的滋生地和繁殖地, 严重危害人身健康[2].长期垃圾堆放不仅侵占地表、传播疾病, 而且污染土壤和水体; 垃圾中的臭气随风飘散, 细小固体废物随风飞扬, 加重大气污染, 因此生活垃圾无害化处理问题研究迫在眉睫[3].堆肥、填埋和焚烧是城市生活垃圾无害化处理的常见方式[4].相比于堆肥和填埋处理, 焚烧处理具有显著的减量化效果, 并可回收余热, 逐渐成为国内外生活垃圾处置的主要方法.与焚烧炉焚烧相比, 露天焚烧虽然被法律禁止, 但由于操作简单、方便, 且节省清运成本[5], 在城市区域尤其是中小城市仍频繁发生且屡禁不止.

生活垃圾成分复杂, 含有大量纸类、橡胶塑料、木竹类、金属及电池等组分[6].露天焚烧过程属于低温、不完全燃烧, 且燃烧后无任何处理设施, 会产生大量的大气污染物[7, 8].重金属是露天焚烧排放的主要污染物之一.即使在低浓度下, 部分重金属仍属于有毒的或致癌的元素[9].在露天焚烧过程中, 垃圾中含有的重金属元素会分解释放出来, 附着于细颗粒物上并在大气中长时间停留, 易通过呼吸和皮肤接触等进入人体, 对人体健康造成不良影响.

近年来, 国内外对垃圾焚烧产生的重金属的研究主要集中于垃圾焚烧炉或垃圾焚烧厂飞灰[10~12]、周围空气环境[13~15]和土壤环境中重金属[16~18]的污染特征及其风险评价.然而, 对于露天焚烧生活垃圾排放的PM2.5中重金属污染特征及其对人体的健康风险的研究较少.此外, 露天焚烧一般分两种方式进行, 即桶内焚烧和自然堆积焚烧, 这两种焚烧方式通常同时存在.且不同组分生活垃圾的元素组成差异较大, 会对重金属排放造成影响.

鉴于此, 本研究利用烟气稀释采样系统, 考虑桶内和自然堆积两种不同露天焚烧方式, 对不同组分生活垃圾进行模拟焚烧实验, 对比两种焚烧方式下不同组分生活垃圾露天焚烧产生的PM2.5中重金属的污染水平和健康风险评价, 以期为推进城市环境重金属污染的防控提供数据支撑.

1 材料与方法 1.1 样品采集及分析

本实验选取5个不同功能区(商业区、餐饮区、办公区、城乡结合部和道路清扫区), 根据生活垃圾采样和物理分析方法(CJ/T 313-2009)[19]进行采样, 将采集到的垃圾样品分选为5类样品组分(混合类、塑料类、纸类、木竹类和纺织类).

实验采用烟气稀释采样系统[20].为了模拟自然堆积和桶内焚烧, 分别设置托盘和燃烧桶燃烧, 根据实际燃烧条件用明火引燃样品.烟气进入稀释通道内完成稀释冷却等一系列过程时, 使用颗粒物采样器将烟气中的PM2.5采集到石英纤维滤膜上, 共采集10组样品[A1(混合类桶内焚烧)、A2(混合类自然堆积焚烧)、B1(塑料类桶内焚烧)、B2(塑料类自然堆积焚烧)、C1(纸类桶内焚烧)、C2(纸类自然堆积焚烧)、D1(木竹类桶内焚烧)、D2(木竹类自然堆积焚烧)、E1(纺织类桶内焚烧)、E2(纺织类自然堆积焚烧)].采样滤膜选用直径为90 mm石英滤膜(1851-090, 美国Whatman公司), 采样前先将石英滤膜放在500℃马弗炉中烘烤4 h, 去除有机碳成分, 称其净重, 采样结束后, 将采集的石英滤膜样品和底灰样品需放入冰箱冷冻保存.实验过程中的焚烧温度和采样时间见表 1, 采样流量设定为16.7 L ·min-1.为了保证实验数据的准确性和有效性, 每组测试设置3组平行实验.将采集到的样品进行消解处理后, 利用ICP-MS(7500a, 美国Agilent公司)进行分析[21], 同时设置空白对照组.

表 1 实验运行参数 Table 1 Test operating parameters

1.2 污染评价方法

地累积指数法(geo-accumulation index, Igeo)是研究重金属元素在沉积物、土壤和大气颗粒物中污染程度的重要指标.其公式如式(1).

(1)

式中, Igeo是元素的地累积指数, Cn为所测元素n的含量, mg ·kg-1; Bn为相应元素的土壤背景值, mg ·kg-1, 采用河南省土壤元素背景含量的中位数[22]; 1.5为分析给定物质自然环境波动和非常小的人为影响的校正值[23].本研究中元素的Igeo与污染程度的关系分级见表 2[24].

表 2 元素的Igeo与污染程度的关系分级 Table 2 Relationship between the element's Igeo and the degree of pollution

1.3 健康风险评价模型 1.3.1 暴露剂量

根据EPA综合风险信息数据库(IRIS)和国际癌症研究所(IARC)的相关研究, 污染物可分为致癌物(无阈化合物)和非致癌物(有阈化合物), 本研究中的As、Cd、Cr和Ni属于致癌物, Pb、Zn、Cu和Mn属于非致癌物[25].研究对象分为成人和儿童.本次研究是根据美国环保署(USEPA)提供的健康风险评估模型[26, 27], 对露天焚烧生活垃圾产生的PM2.5中的重金属进行评估.人体暴露于PM2.5中的重金属的健康风险主要通过两种途径:经呼吸吸入和皮肤直接接触.两种途径的暴露量计算如下:

(2)
(3)

式中, ADDinh和ADDder分别表示经呼吸和皮肤暴露的日均暴露量, mg ·(kg ·d)-1; C表示PM2.5中的重金属含量, mg ·kg-1.模型中其他参数取值见表 3[28, 29].

表 3 健康风险评估模型中参数的意义和取值 Table 3 Significance and values for the parameters included in the health risk assessment model

1.3.2 暴露风险

(1) 非致癌风险

用非致癌风险商(hazard quotient, HQ)和非致癌总风险(hazard index, HI)来评估非致癌风险.非致癌风险商表示暴露途径中单一污染物的非致癌风险.非致癌风险的评估方程如下:

(4)
(5)

式中, RFD表示元素的参考剂量, mg ·(kg ·d)-1, 经呼吸和皮肤暴露的8种元素的参考剂量如表 4所示.HI是多污染物多暴露途径的非致癌总风险, 等于HQ的总和.若HI或HQ的值小于1, 则表示非致癌风险较小或可以忽略; 若HI或HQ的值大于或等于1, 则表示存在非致癌风险, 且风险随着HI值的增大而加强[30].

(2) 致癌风险

致癌风险一般以终生增量致癌风险(incremental lifetime cancer risk, ILCR)表示, 4种致癌元素As、Ni、Cd和Cr致癌风险的计算公式如下:

(6)

式中, ILCR表示终生增量致癌风险, SF表示致癌斜率因子(表示人体暴露于一定剂量某种污染物下产生致癌效应的最大概率), mg ·(kg ·d)-1.当ILCR值介于10-6~10-4范围内时, 表明该重金属不具备致癌风险.呼吸和皮肤接触途径下As、Cd、Ni和Cr的SF值[31, 32]如表 4所示.

表 4 呼吸和皮肤接触两种暴露途径下的SF值 Table 4 SF values for respiratory and skin exposure pathways

2 结果与讨论 2.1 PM2.5中重金属的含量分布

图 1为5种不同组分的生活垃圾在桶内和自然堆积焚烧方式下产生的重金属含量分布.8种重金属在5种组分不同的垃圾中都有检出, Cr、As、Ni、Cd、Zn、Mn、Cu和Pb的含量范围分别为: 23.77~118.76、91.86~303.57、29.93~123.37、20.25~ 63.68、1 324.03~3 703.12、189.39~651.79、466.02~1 566.96和102.54~342.51 mg ·kg-1.图 1中显示5种组分在两种焚烧方式下产生的重金属分布规律整体相同, 部分金属略有波动, 大致表现为:Zn＞Cu＞Mn＞As＞Pb＞Ni＞Cr＞Cd, 但在自然堆积焚烧下, 混合类垃圾和塑料类垃圾中Cr含量高于Ni含量.同一种组分在两种焚烧方式下产生的重金属含量虽然不同, 但重金属的含量分布较为一致.比如, 除Zn外, 各组分垃圾在以自然堆积方式焚烧产生的重金属含量略高于在桶内燃烧.由此, 重金属含量受垃圾组分和焚烧方式的双重影响.

图 1 两种燃烧方式下产生的重金属含量 Fig. 1 Content of heavy metals produced from two modes of combustion

2.2 污染评价

图 2为两种焚烧方式下产生的重金属的地累积指数.可以看出, Cr、As、Ni、Cd、Zn、Mn和Cu及Pb的污染程度相差较大.Cr和Mn在两种焚烧方式下Igeo值均小于0, 处于无污染的状态, 也说明这两种元素未受到人为源污染.Cu的污染程度受垃圾组分和焚烧方式的影响变化较大:对于混合类生活垃圾, Cu的Igeo值处在4.37~5.24, 处于强度到极强度污染; 塑料类、纸类、木竹类和纺织类在桶内焚烧下的Igeo值介于-0.57~0.21, 处于无污染到轻度污染水平; 在桶内焚烧时, Cu的Igeo值介于-0.1~1.09, 处于无污染到中度污染.Ni的污染程度处于轻度到中度污染.在桶内焚烧时, Pb的Igeo值介于1.64~2.40, 处于中度至中到强度污染水平, 以自然堆积方式焚烧时, Pb的Igeo值介于2.29~3.39, 属于中到强度污染至强度污染水平.Zn和As达中到强度污染至极强度污染水平.Cd的Igeo值大于5, 已达到极强度污染水平.两种燃烧方式下重金属元素的Igeo排序不同, 主要是因为焚烧方式影响重金属元素的释放与富集.

图 2 重金属元素的地累积指数 Fig. 2 Geo-accumulation index for heavy metal elements

2.3 健康风险评价 2.3.1 非致癌风险

(1) 呼吸吸入暴露的非致癌风险

根据美国EPA的暴露评估模型, 对于不同人群, 在不同焚烧方式下重金属经呼吸吸入暴露途径的非致癌风险商如表 5所示.图 3为经呼吸吸入暴露途径的非致癌总风险(HIinh)和经皮肤接触暴露的非致癌总风险(HIder).整体来说, 各类人群通过呼吸途径暴露的各种重金属的非致癌风险商介于1.51E-07~8.55E-03之间, 非致癌总风险介于1.13E-06~1.78E-02之间(图 3), 均低于可接受健康风险水平1, 因此通过呼吸途径暴露于重金属的潜在非致癌健康风险并不显著.表中显示:儿童吸入的非致癌风险商高于成人, 对于儿童和成人吸入的非致癌风险商均表现为按Mn>Cr>As>Cd>Pb>Cu>Zn>Ni的趋势下降, 儿童吸入Mn的非致癌风险值最高可达8.55E-03, 非致癌总风险最高可达3.47E-02, 尽管Mn的非致癌健康风险值小于可接受健康风险水平1, 其潜在非致癌健康风险并不显著, 但不能忽视长期吸入的非致癌风险.

表 5 呼吸吸入途径的非致癌风险商 Table 5 Hazard quotient of the respiratory inhalation pathway

图 3 呼吸和皮肤接触暴露的非致癌总风险 Fig. 3 Hazard index values for respiratory and skin exposure

8种重金属的非致癌风险随其组分来源和焚烧方式的不同呈不规则性变化.例如：在桶内焚烧时, 塑料类垃圾产生的Cr的非致癌风险最高, 木竹类最低; 而以自然堆积方式焚烧时, 纸类垃圾产生的Cr的非致癌风险最高, 木竹类最低.

(2) 皮肤接触途径的非致癌风险

通过皮肤途径暴露的PM2.5中8种重金属的非致癌风险商和非致癌总风险分别如表 6和图 3所示.由表 6可知, 以自然堆积方式焚烧产生重金属的经皮肤暴露途径的非致癌风险略高于桶内焚烧产生的; 在同一焚烧条件下, 同一类生活垃圾产生的非致癌风险:儿童高于成人; 8种重金属经皮肤暴露接触的非致癌风险表现为：Pb>As>Cu>Cr>Mn>Cd>Ni>Zn; 儿童经皮肤接触纸类生活垃圾以自然堆积方式焚烧产生的Pb的非致癌风险值为1.2, 超过了皮肤暴露途径的可接受范围, 存在非致癌风险.

表 6 皮肤接触途径的非致癌风险商 Table 6 Hazard quotient for skin exposure

图 3中儿童As(桶内焚烧HIder=1.53, 自然堆积焚烧HIder=2.71)和Pb(桶内焚烧HIder=2.16, 自然堆积焚烧HIder=4.07)的非致癌总风险均大于1, 说明重金属As和Pb对儿童存在非致癌风险.综上所述, 8种重金属通过皮肤接触途径对儿童的非致癌风险不应忽视, 且需重点关注As和Pb引起的非致癌风险.

2.3.2 致癌风险

(1) 呼吸暴露的致癌风险

表 7为经呼吸吸入的终量致癌风险.5种组分的垃圾焚烧产生的致癌重金属Cr、As、Ni和Cd的ILCR值均小于10-6, 无致癌风险.在同一种焚烧方式下, 重金属对成人的致癌风险要高于儿童; 对于儿童或成人, 均是以自然堆积焚烧方式产生的重金属的致癌风险更高.

表 7 呼吸吸入的终量致癌风险 Table 7 Incremental lifetime cancer risk from respiratory inhalation

(2) 皮肤接触的致癌风险

表 8给出As、Ni、和Cr等3种重金属经皮肤接触暴露的终量致癌风险.As的致癌风险介于9.72E-06~4.33E-05, Ni的致癌风险介于1.23E-05~8.54E-05, Cr的致癌风险介于4.58E-06~3.75E-05, 3种重金属的致癌风险均在10-6~10-4, 说明皮肤接触重金属未达到致癌风险.桶内焚烧条件下, 儿童的致癌风险高于成人.与桶内焚烧相比, 以自然堆积方式焚烧产生的重金属的致癌风险更高, 但不同人群与金属之间的风险趋势保持不变.

表 8 皮肤接触的终量致癌风险 Table 8 Incremental lifetime cancer risk from skin contact

3 结论

(1) 露天焚烧排放重金属含量受垃圾组分和焚烧方式的影响, 波动性较大.除Zn外, 其它7种重金属的含量均表现为自然堆积焚烧条件下更高.

(2) MSW露天焚烧排放Zn、As、Cd和Pb均已达到中度及以上程度污染; Cd污染水平最高, 已达到极强污染程度; Cr和Mn属于无污染程度.重金属的污染水平受垃圾组分影响较大.

(3) 风险分析的结果表明, 只有As和Pb对儿童经皮肤暴露表现出一定的非致癌风险, 其它元素对成人和儿童的非致癌风险较低.两种焚烧方式条件下, 致癌元素(As、Cd、Cr和Ni)对儿童和成人均未达到致癌风险, 但不能忽视其长期暴露影响.

参考文献
[1] Ma H T, Cao Y, Lu X Y, et al. Review of typical municipal solid waste disposal status and energy technology[J]. Energy Procedia, 2016, 88: 589-594. DOI:10.1016/j.egypro.2016.06.083
[2] Lu J W, Zhang S K, Hai J, et al. Status and perspectives of municipal solid waste incineration in China:a comparison with developed regions[J]. Waste Management, 2017, 69: 170-186. DOI:10.1016/j.wasman.2017.04.014
[3] Zhang H, He P J, Shao L M. Fate of heavy metals during municipal solid waste incineration in Shanghai[J]. Journal of Hazardous Materials, 2008, 156(1-3): 365-373. DOI:10.1016/j.jhazmat.2007.12.025
[4] Wang Y, Cheng K, Wu W D, et al. Atmospheric emissions of typical toxic heavy metals from open burning of municipal solid waste in China[J]. Atmospheric Environment, 2017, 152: 6-15. DOI:10.1016/j.atmosenv.2016.12.017
[5] Kumari K, Kumar S, Rajagopal V, et al. Emission from open burning of municipal solid waste in India[J]. Environmental Technology, 2017, 27: 1-14.
[6] Sørum L, Frandsen F J, Hustad J E. On the fate of heavy metals in municipal solid waste combustion Part Ⅰ:devolatilisation of heavy metals on the grate[J]. Fuel, 2003, 82(18): 2273-2283. DOI:10.1016/S0016-2361(03)00178-9
[7] Nagpure A S, Ramaswami A, Russell A. Characterizing the spatial and temporal patterns of open burning of municipal solid waste (MSW) in Indian Cities[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(21): 12904-12912.
[8] Estrellan C R, Iino F. Toxic emissions from open burning[J]. Chemosphere, 2010, 80(3): 193-207. DOI:10.1016/j.chemosphere.2010.03.057
[9] Li T, Wan Y, Ben Y J, et al. Relative importance of different exposure routes of heavy metals for humans living near a municipal solid waste incinerator[J]. Environmental Pollution, 2017, 226: 385-393. DOI:10.1016/j.envpol.2017.04.002
[10] 李建陶, 曾鸣. 生活垃圾焚烧飞灰矿物学特性及重金属分布[J]. 环境科学, 2018, 39(10): 4834-4840.
Li J T, Zeng M. Mineralogy characteristics and heavy metal distribution of MSWI fly ash[J]. Environmental Science, 2018, 39(10): 4834-4840.
[11] Zhou J Z, Wu S M, Pan Y, et al. Enrichment of heavy metals in fine particles of municipal solid waste incinerator (MSWI) fly ash and associated health risk[J]. Waste Management, 2015, 43: 239-246. DOI:10.1016/j.wasman.2015.06.026
[12] 陈江, 费勇, 马鑫雨, 等. 燃煤与垃圾焚烧飞灰中细颗粒物PM2.5的重金属元素风险评价[J]. 中国粉体技术, 2016, 22(2): 104-107.
Chen J, Fei Y, Ma X Y, et al. Risk assessment on heavy metal elements of fine particulate matter PM2.5 in fly ash origin from coal and waste incineration[J]. China Powder Science and Technology, 2016, 22(2): 104-107.
[13] Zhang H L, Chen Y H, Qi J Y, et al. Characterization of heavy metals in the surrounding of municipal solid waste incinerator (MSWI) and health risks assessment via inhalation in Shenzhen Nanshan, China[J]. Advanced Materials Research, 2013, 790: 425-428. DOI:10.4028/www.scientific.net/AMR.790.425
[14] 齐剑英, 张海龙, 方建德, 等. 垃圾焚烧设施周边环境空气重金属分布特征及呼吸暴露风险[J]. 中国环境科学, 2013, 33(S1): 113-118.
Qi J Y, Zhang H L, Fang J D, et al. Characterization of airborne particulate metals in the surroundings of a municipal solid waste incinerator (MSWI) in the Nanshan Shenzhen and health risk assessment via inhalation exposure[J]. China Environmental Science, 2013, 33(S1): 113-118.
[15] 刘军, 赵金平, 杨立辉, 等. 南方典型生活垃圾焚烧设施环境呼吸暴露风险评估[J]. 生态环境学报, 2016, 25(3): 440-446.
Liu J, Zhao J P, Yang L H, et al. Inhalation exposure risk assessment of a typical municipal solid waste incinerator, south China[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2016, 25(3): 440-446.
[16] 郭彦海, 孙许超, 张士兵, 等. 上海某生活垃圾焚烧厂周边土壤重金属污染特征、来源分析及潜在生态风险评价[J]. 环境科学, 2017, 38(12): 5262-5271.
Guo Y H, Sun X C, Zhang S B, et al. Pollution characteristics, source analysis and potential ecological risk assessment of heavy metals in soils surrounding a municipal solid waste incineration plant in Shanghai[J]. Environmental Science, 2017, 38(12): 5262-5271.
[17] Ma W C, Tai L Y, Qiao Z, et al. Contamination source apportionment and health risk assessment of heavy metals in soil around municipal solid waste incinerator:a case study in North China[J]. Science of the Total Environment, 2018, 631-632: 348-357. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.03.011
[18] 王俊坚, 赵宏伟, 钟秀萍, 等. 垃圾焚烧厂周边土壤重金属浓度水平及空间分布[J]. 环境科学, 2011, 32(1): 298-304.
Wang J J, Zhao H W, Zhong X P, et al. Concentration levels and spatial distribution of heavy metals in soil surrounding a municipal solid waste incineration plant (Shenzhen)[J]. Environmental Science, 2011, 32(1): 298-304.
[19] CJ/T 313-2009, 生活垃圾采样和分析方法[S].
CJ/T 313-2009, Sampling and analysis methods for domestic waste[S].
[20] 王艳, 郝炜伟, 程轲, 等. 城市生活垃圾露天焚烧PM2.5及其组分排放特征[J]. 环境科学, 2018, 39(8): 3518-3523.
Wang Y, Hao W W, Cheng K, et al. Emission characteristics and chemical components of PM2.5 from open burning of municipal solid waste[J]. Environmental Science, 2018, 39(8): 3518-3523.
[21] 薛园园, 刘国红, 田海娇, 等. 电感耦合等离子体质谱法测定PM2.5中的重金属元素[J]. 广州化学, 2016, 41(3): 45-48, 69.
Xue Y Y, Liu G H, Tian H J, et al. Determination of heavy metal elements in PM2.5 in Taiyuan by ICP-MS[J]. Guangzhou Chemistry, 2016, 41(3): 45-48, 69.
[22] 中国环境监测总站. 中国土壤元素背景值[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 1990: 12-13.
[23] Li P H, Kong S F, Geng C M, et al. Assessing the hazardous risks of vehicle inspection workers' exposure to particulate heavy metals in their work places[J]. Aerosol and Air Quality Research, 2013, 13(1): 255-265. DOI:10.4209/aaqr.2012.04.0087
[24] 李友平, 刘慧芳, 周洪, 等. 成都市PM2.5中有毒重金属污染特征及健康风险评价[J]. 中国环境科学, 2015, 35(7): 2225-2232.
Li Y P, Liu H F, Zhou H, et al. Contamination characteristics and health risk assessment of toxic heavy metals in PM2.5 in Chengdu[J]. China Environmental Science, 2015, 35(7): 2225-2232. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2015.07.052
[25] DB11/T 656-2009, 场地环境评价导则[S].
DB11/T 656-2009, Environmental site assessment guideline[S].
[26] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Risk assessment guidance for superfund volume I human health evaluation manual (Part A)[R]. Washington, DC, USA: Office of Emergency and Remedial Response, U.S. Environmental Protection Agency, 1989.
[27] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Risk assessment guidance for superfund: volume Ⅲ-Part A, process for conducting probabilistic risk assessment[R]. EPA 540-R-02-002, Washington, DC, USA: Office of Emergency and Remedial Response, U.S. Environmental Protection Agency, 2001.
[28] United States Environmental Protection Agency (US EPA). Supplemental guidance for developing soil screening levels for superfund sites[R]. Washington, DC, USA: Office of Emergency and Remedial Response, U.S. Environmental Protection Agency, 2002.
[29] Cheng Z, Chen L J, Li H H, et al. Characteristics and health risk assessment of heavy metals exposure via household dust from urban area in Chengdu, China[J]. Science of the Total Environment, 2018, 619-620: 621-629. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.11.144
[30] Huang C L, Bao L J, Luo P, et al. Potential health risk for residents around a typical e-waste recycling zone via inhalation of size-fractionated particle-bound heavy metals[J]. Journal of Hazardous Materials, 2016, 317: 449-456. DOI:10.1016/j.jhazmat.2016.05.081
[31] 李越洋, 姬亚芹, 王士宝, 等. 天津市春季道路降尘PM2.5中重金属污染特征及健康风险评价[J]. 环境科学研究, 2018, 31(5): 853-859.
Li Y Y, Ji Y Q, Wang S B, et al. Pollution characteristics and health risk assessment of PM2.5-bound heavy metals in road dust deposition during Spring in Tianjin City[J]. Research of Environmental Sciences, 2018, 31(5): 853-859.
[32] Liu Y X, Li S S, Sun C Y, et al. Pollution level and health risk assessment of PM2.5-bound metals in Baoding City before and after the heating period[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2018, 15(10): 2286. DOI:10.3390/ijerph15102286