生活垃圾重金屬對(duì)環(huán)衛(wèi)工人身體健康影響研究

唐志華,呼和濤力,劉敏茹,尹 華,郭華芳,熊祖鴻,陳 勇,

?

生活垃圾重金屬對(duì)環(huán)衛(wèi)工人身體健康影響研究

唐志華1*,呼和濤力2,劉敏茹1,尹 華1,郭華芳1,熊祖鴻1,陳 勇1,2

(1.中國科學(xué)院廣州能源研究所,廣東 廣州 510640；2.常州大學(xué),江蘇 常州 213164)

以珠江三角洲5市(廣州、深圳、佛山、惠州和肇慶)生活垃圾為研究對(duì)象,分析了55個(gè)生活垃圾樣品的干基組分及典型重金屬(As、Cd、Hg、Cr和Pb)的含量,采用主成分因子分析探論重金屬的主要影響因素及可能來源,并結(jié)合人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型,用蒙特卡洛模擬定量評(píng)價(jià)生活垃圾收運(yùn)、分類及處理各環(huán)節(jié)環(huán)衛(wèi)工人的健康風(fēng)險(xiǎn).結(jié)果表明,珠江三角洲5市生活垃圾中As、Cd、Hg、Cr和Pb的濃度分別為(4.49±1.18), (1.95±1.96),(0.41±0.60),(147.28±160.48)和(121.59±199.42) mg/kg;生活垃圾中Hg和Pb可能主要來源于金屬制品和鍍金材料;Cd和Cr可能主要來源于金屬制品、鍍金材料、快餐垃圾和包裝垃圾;As可能主要來源于生活垃圾中的沙土和草木組分.生活垃圾的收運(yùn)、分類及處理環(huán)節(jié),街道清掃保潔工人、分類收運(yùn)工人和填埋處理工人的非致癌風(fēng)險(xiǎn)基本不用考慮,但致癌風(fēng)險(xiǎn)很高,致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)最高可達(dá)安全閾值的6倍,主要風(fēng)險(xiǎn)暴露途徑為手-口攝入(非食物途徑);垃圾焚燒處理工人的非致癌風(fēng)險(xiǎn)和致癌風(fēng)險(xiǎn)均很高,非致癌風(fēng)險(xiǎn)和致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)最高值分別約為安全閾值的11倍和90倍,主要風(fēng)險(xiǎn)暴露途徑為手-口攝入和呼吸吸入;相同暴露環(huán)境下,女環(huán)衛(wèi)工人的非致癌風(fēng)險(xiǎn)和致癌風(fēng)險(xiǎn)概率均略高于男環(huán)衛(wèi)工人.因此,生活垃圾收運(yùn)、分類及處理環(huán)節(jié)需做好安全防范措施,對(duì)重金屬人體暴露途徑進(jìn)行阻隔.

生活垃圾；重金屬；暴露途徑；環(huán)衛(wèi)工人；健康風(fēng)險(xiǎn)

生活垃圾中的有毒重金屬含量不僅是影響垃圾處理工藝的重要指標(biāo)[1-4],也是危害人類健康與生態(tài)環(huán)境安全的主要因素[5-8].環(huán)衛(wèi)工人負(fù)責(zé)生活垃圾的收集、分類、運(yùn)輸與處理,由于長(zhǎng)時(shí)間、高頻率暴露于生活垃圾中,其身體健康狀況逐步引起社會(huì)的廣泛關(guān)注[9-10].As、Cd、Hg、Cr和Pb是生活垃圾中毒性排前五的重金屬元素[11],研究其給環(huán)衛(wèi)工人帶來的健康風(fēng)險(xiǎn),對(duì)有效保護(hù)環(huán)衛(wèi)工人健康具有重要意義.

生活垃圾中包含大量有毒重金屬,可通過多種暴露途徑誘發(fā)癌癥和其他疾病[9,12].前人對(duì)我國多個(gè)城市生活垃圾的重金屬含量特征進(jìn)行了研究,發(fā)現(xiàn)我國城市生活垃圾存在嚴(yán)重重金屬超標(biāo)現(xiàn)象[13-16],不同城市生活垃圾的組分特征和重金屬來源存在一定差異[16-18],生活垃圾的重金屬可通過多種途徑進(jìn)入生態(tài)圈和生物體[19-25],但前人的研究成果主要集中在重金屬含量特征、遷移規(guī)律、環(huán)境污染及污染修復(fù),即重點(diǎn)關(guān)注生活垃圾重金屬對(duì)生態(tài)環(huán)境的影響,而對(duì)長(zhǎng)期暴露于生活垃圾重金屬的人體健康風(fēng)險(xiǎn)研究較少.

本研究以珠江三角洲5市(廣州、深圳、佛山、惠州和肇慶)的生活垃圾為研究對(duì)象,進(jìn)行垃圾組分及典型重金屬(As、Cd、Hg、Cr、Pb)含量分析,采用統(tǒng)計(jì)分析和主成分因子分析探討生活垃圾中典型重金屬的含量特征及可能來源,并結(jié)合人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型,用蒙特卡洛模擬定量評(píng)價(jià)環(huán)衛(wèi)工人的健康風(fēng)險(xiǎn),研究結(jié)果可為珠江三角洲5市生活垃圾重金屬污染控制及環(huán)衛(wèi)工人的健康風(fēng)險(xiǎn)防范提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域與采樣

圖1 研究區(qū)域及采樣點(diǎn)分布 Fig.1 Study area map with location of sampling sites

珠江三角洲地區(qū)是我國人口集聚最多、綜合實(shí)力最強(qiáng)的三大城市群之一,也是生活垃圾產(chǎn)生量最多的城市群之一.珠江三角洲70%左右的生活垃圾是填埋處理,30%左右的生活垃圾用于焚燒發(fā)電.本文以珠江三角洲5市(廣州、深圳、佛山、惠州和肇慶)為研究區(qū)域,根據(jù)各市生活垃圾壓縮站、轉(zhuǎn)運(yùn)站及垃圾處理場(chǎng)的地理位置分布,綜合考慮生活垃圾的收儲(chǔ)運(yùn)的物流情況,選擇具有代表性和垃圾產(chǎn)生量穩(wěn)定性的垃圾收運(yùn)或處理站點(diǎn),共設(shè)計(jì)了55個(gè)采樣點(diǎn)(圖1).遵照中華人民共和國城市建設(shè)部《城市生活垃圾采樣和物理分析方法》(CJ/T 313 -2009)[26],采用周邊法對(duì)每個(gè)垃圾堆進(jìn)行多點(diǎn)采集,在梯形體垃圾堆四周的上、中、下三個(gè)位置采集有代表性的樣品,每條邊采集15kg,進(jìn)行必要的垃圾分揀,混合、攪拌均勻后取50kg樣品.所有樣品于2016年12月~2017年1月采集.

1.2 樣品制備與測(cè)試

采樣后24h內(nèi),用人工分選法進(jìn)行生活垃圾的物理成份測(cè)定,將粗分撿后剩余的樣品充分過篩(孔徑10mm),篩上物細(xì)分撿各成分,篩下物按其主要成份分類,然后將樣品的各種成份分別放在干燥的容器內(nèi),置于電熱鼓風(fēng)恒溫干燥箱內(nèi),在(105±5)℃的條件下烘干至恒重,用天平(精度0.001kg)測(cè)試各干基組分的質(zhì)量,并計(jì)算質(zhì)量分?jǐn)?shù).用粉碎機(jī)將垃圾干基的粒徑粉碎至5mm以下,然后將樣品充分混合,采用4分法進(jìn)行樣品縮分處理,直至樣品減至100g左右,并將其裝入廣口玻璃瓶備用.重金屬測(cè)試前,取2g樣品進(jìn)行研磨處理,用研磨儀將粒徑破碎至0.5mm以下,用天平稱重1g左右樣品進(jìn)行重金屬測(cè)試.

本次測(cè)試選取的重金屬為毒性排前5名的As、Cd、Hg、Cr和Pb,其中As、Cd、Cr和Pb依據(jù)環(huán)境行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)推薦的《危險(xiǎn)廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn)—浸出毒性鑒別》(GB 5085.3-2007)[27]附錄A的測(cè)試方法,用10mL 1:1的硝酸,5mL 65%的硝酸, 3mL 30%雙氧水和10mL鹽酸在溫度(95±5)℃的環(huán)境下將樣品消解,然后用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜方法(ICP-OES)進(jìn)行測(cè)試(儀器型號(hào):PerkinElmer Optima 8000DV);根據(jù)《城市生活垃圾汞的測(cè)定冷原子吸收分光法》(CJ/T 98-1999)[28]的測(cè)試方法,用王水、高錳酸鉀、過硫酸鉀對(duì)樣品進(jìn)行消解,然后采用冷原子吸收分光光度法進(jìn)行Hg測(cè)試(儀器型號(hào):Leemanlabs Hydra II AF Gold).

1.3 數(shù)據(jù)分析

1.3.1 統(tǒng)計(jì)分析 用描述統(tǒng)計(jì)分析生活垃圾干基的物理成份及As、Cd、Hg、Cr和Pb元素的含量特征,用主成分因子分析探討生活垃圾重金屬元素的可能來源,以上數(shù)據(jù)分析用SPSS19.0軟件完成.

1.3.2 健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) 通過模型和數(shù)學(xué)方法定量判斷人體化學(xué)暴露后發(fā)生致癌和非致癌風(fēng)險(xiǎn)的概率.本研究采用EPA推薦的劑量-反應(yīng)模型[29],根據(jù)暴露人群身體結(jié)構(gòu)和行為習(xí)慣的差異,將暴露群體分為男環(huán)衛(wèi)工人和女環(huán)衛(wèi)工人;重金屬暴露途徑主要考慮手-口攝入(非食物途徑)、呼吸吸入和皮膚接觸3種途徑.模型方程如下[29]:

式中:ADIing,ADIdermal,ADIinh分別為手-口攝入、皮膚接觸和呼吸吸入3種暴露途徑的日平均暴露量, ADI, mg/(kg·d);為暴露污染物的重金屬濃度,mg/kg; IngR和InhR分別為手-口攝入率和呼吸吸入率,mg/d, m3/d;EF為暴露頻率, d/a; ED為暴露持續(xù)時(shí)間,a; BW為暴露個(gè)體的體重,kg; AT為暴露時(shí)間周期,d; PEF為排放因子,m3/kg; SA為暴露皮膚表面積, cm2; AF為皮膚黏著系數(shù), kg/(cm2·d); ABS為皮膚吸收因子; RfD為暴露途徑下重金屬參考劑量, mg/(kg·d); HQ為污染物的非致癌風(fēng)險(xiǎn)商; HI為非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù),表示多種污染物的非致癌風(fēng)險(xiǎn)商之和; TEHI為非致癌風(fēng)險(xiǎn)總指數(shù),表示多種污染物多種暴露途徑的非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)之和; TCRI為致癌風(fēng)險(xiǎn)總指數(shù),表示多種污染物多種暴露途徑的致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)之和;為污染物或暴露途徑的數(shù)量;為污染物數(shù)量.

生活垃圾組分和來源復(fù)雜,樣品不可避免的存在隨機(jī)性和個(gè)性特征,加上環(huán)境系統(tǒng)的復(fù)雜性和多變性等不確定因素的影響,導(dǎo)致了健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的不確定性.因此,應(yīng)該充分考慮這些不確定因素對(duì)評(píng)價(jià)結(jié)果的影響.蒙特卡洛模擬是一種概率統(tǒng)計(jì)方法,能充分考慮各種不確定因素對(duì)評(píng)價(jià)結(jié)果的影響,已廣泛應(yīng)用于各種風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[30].在求解健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型時(shí),對(duì)不確定性的參數(shù)值,蒙特卡洛模擬用該參數(shù)的分布函數(shù)替代具體輸入數(shù)值,然后通過多次的隨機(jī)試驗(yàn)進(jìn)行模擬求解,直到計(jì)算結(jié)果完全收斂或達(dá)到預(yù)設(shè)的置信度,因此,蒙特卡洛模擬獲得的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)是期望值的概率分布而非某個(gè)具體的風(fēng)險(xiǎn)值,有效避免了使用單一數(shù)據(jù)輸入造成的評(píng)價(jià)結(jié)果過高或過低現(xiàn)象[30].

1.3.3 暴露途徑 根據(jù)生活垃圾處理環(huán)節(jié)的不同,環(huán)衛(wèi)工人可分為街道清掃保潔、垃圾分類、收運(yùn)和垃圾處理工人,垃圾處理工人又可分為填埋處理和焚燒處理工人.由于工作性質(zhì)和機(jī)械化作業(yè)程度的差別,各個(gè)環(huán)節(jié)的環(huán)衛(wèi)工人接觸垃圾的程度不同,其暴露途徑也存在一定的差異,表1列出了生活垃圾處理環(huán)節(jié)與重金屬暴露有關(guān)的環(huán)衛(wèi)工人作業(yè)方式及主要暴露途徑.

表1 生活垃圾處理環(huán)節(jié)環(huán)衛(wèi)工人的作業(yè)方式與重金屬暴露途徑 Table 1 Working patterns of sanitation workers and heavy metal exposure pathways during the waste handling process

方程(1)~(6)中使用的隨機(jī)參數(shù)借鑒國外內(nèi)相關(guān)參考文獻(xiàn),生活垃圾沙土組分的重金屬濃度取珠江三角洲表土重金屬背景值,As、Cd、Hg、Cr和Pb的濃度分別為(8.90±2.05),(0.06±0.04),(0.08± 0.06),(50.50±53.36)和(36.00±23.39)mg/kg,且濃度分布服從標(biāo)準(zhǔn)正態(tài)分布[31].排放因子(PEF)采用粉塵排放因子,取值1.36×109m3/kg[32].珠江三角洲垃圾焚燒發(fā)電廠爐渣中As、Cd、Hg、Cr和Pb的濃度分別為(18.3± 4.4),(17.5±2.2),(3.0±1.7μg), (825.0±120.0)和(478.0± 180.0) mg/kg,且服從標(biāo)準(zhǔn)正態(tài)分布[33];式(3)中/PEF即為大氣中的重金屬濃度(mg/kg),珠江三角洲垃圾焚燒廠周邊大氣中As、Cd、Cr和Pb的濃度服從標(biāo)準(zhǔn)正態(tài)分布,分別為(0.010±0.001), (0.030± 0.007), (0.109±0.037), (0.422±0.084)μg /m3[34];珠江三角洲垃圾焚燒廠煙氣排放Hg的濃度為(48.6± 33.4)μg/m3[35],焚燒廠周邊空氣中Hg的濃度為(0.0729±0.0502)~(0.3256± 0.2241)μg/m3,本文取值(0.0729±0.0502)μg/m3[36].根據(jù)環(huán)衛(wèi)工人的最長(zhǎng)工作年限,假設(shè)其持續(xù)暴露時(shí)間為30a.不同性別和體重的環(huán)衛(wèi)工人,其日平均暴露劑量和暴露皮膚面積的不同,因此,健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)也應(yīng)充分考慮這些隨機(jī)因素對(duì)評(píng)價(jià)結(jié)果的影響,表2列出了這些隨機(jī)參數(shù)的概率分布函數(shù)及關(guān)鍵參數(shù)取值.表3列出了重金屬元素各暴露途徑的參考劑量(RfD)及其相應(yīng)的致癌斜率因子(SF).用蒙特卡洛模擬來求解風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型,計(jì)算程序用Matlab 2017a軟件編寫,共計(jì)算了1萬次.

表2 健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的隨機(jī)參數(shù)及分布 Table 2 Parameters and input assumptions used in the health risk assessment

注:1)男環(huán)衛(wèi)工人;2)女環(huán)衛(wèi)工人.

表3 重金屬元素的參考劑量與致癌斜率因子Table 3 Values of RfD (mg/(kg·d)) and SF ((kg·d)/mg) for five heavy metals[32,43]

注:-表示數(shù)據(jù)缺失.

2 結(jié)果

2.1 珠江三角洲5市生活垃圾的物理成份

珠江三角洲5市生活垃圾干基組分的質(zhì)量分?jǐn)?shù)統(tǒng)計(jì)結(jié)果如圖2所示.結(jié)果表明,珠江三角洲5市生活垃圾主要由沙土、玻璃、金屬、紙、塑料、橡膠、布、草木、廚余和白塑料組成,其干基質(zhì)量組分依次為廚余>塑料>紙>沙土>草木>布>玻璃>白塑料>金屬>橡膠,其中廚余占15.19% ~ 47.30%,均值為24.78%;塑料占11.20% ~ 31.00%,均值為18.93%;紙類占6.45% ~ 26.67%,均值為14.38%;沙土占6.13% ~ 25.68%,均值為13.65%;草木占2.50% ~ 18.49%,均值為8.30%;布類占1.47% ~ 22.87%,均值為7.76%;玻璃占0 ~ 16.83%,均值為5.57%;白塑料占0.23% ~ 16.44%,均值為3.97%;金屬占0 ~ 10.81%,均值為2.19%;橡膠占0 ~ 10.48%,均值為0.47%.

圖2 生活垃圾干基組分的質(zhì)量分?jǐn)?shù) Fig.2 Mass fraction of MSW components on a dry weight basis

2.2 珠江三角洲5市生活垃圾典型重金屬含量特征

珠江三角洲5市55個(gè)生活垃圾樣品的典型重金屬(As、Cd、Hg、Cr和Pb)含量統(tǒng)計(jì)結(jié)果如表4所示.

表4 55個(gè)生活垃圾樣品的重金屬元素含量統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果(mg/kg) Table 4 Statistical results of heavy metal contents in 55MSW samples (mg/kg)

注:–表示未檢出;As的檢測(cè)限為0.03μg/mL;Cd的檢測(cè)限為0.002μg/mL; Hg的檢測(cè)限為0.05μg/mL.

數(shù)據(jù)分析結(jié)果顯示,珠江三角洲5市生活垃圾中As、Cd、Hg、Cr和Pb的濃度范圍分別為0~ 4.49,0~9.88,0~3.65,12.81~814.56mg/kg和1.33~ 865.82mg/kg;濃度均值分別為0.97,1.95,0.41, 147.28,121.59mg/kg.各重金屬元素的變異系數(shù)均大于100%.

2.3 環(huán)衛(wèi)工人健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

生活垃圾從產(chǎn)生到最終處理,要經(jīng)歷不同的物流環(huán)節(jié),重金屬在各物流環(huán)節(jié)的人體暴露途徑有所差別,對(duì)環(huán)衛(wèi)工人健康影響程度也有所不同.綜合考慮各物流環(huán)節(jié)環(huán)衛(wèi)工人作業(yè)方式和重金屬暴露途徑的差異,分別計(jì)算了街道清掃保潔工人、分類收運(yùn)工人、填埋處理工人和垃圾焚燒處理工人通過重金屬手-口攝入、皮膚接觸和呼吸吸入3種直接暴露途徑下的非致癌風(fēng)險(xiǎn)和致癌風(fēng)險(xiǎn).

2.3.1 非致癌風(fēng)險(xiǎn) 由于As和Pb的呼吸吸入?yún)⒖紕┝?RfD)缺失(表3),在計(jì)算呼吸暴露的非致癌風(fēng)險(xiǎn)時(shí),僅考慮了Cd、Hg和Cr 3種元素.表5和表6分別列出了生活垃圾物質(zhì)流環(huán)節(jié)不同重金屬元素和不同暴露途徑的非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù).

表5 生活垃圾物質(zhì)流環(huán)節(jié)不同重金屬元素的平均非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù) Table 5 Mean non-carcinogenic risks posed by different heavy metals during the waste handling process

表6 生活垃圾物質(zhì)流環(huán)節(jié)不同暴露途徑的平均非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù) Table 6 Mean non-carcinogenic risks posed through different exposure pathways during the waste handling process

注:—表示未考慮.

2.3.2 致癌風(fēng)險(xiǎn) 由于Hg的致癌斜率因子(SF)缺失,Cd、Cr和Pb的致癌斜率因子不全(表3),總致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)僅包含了As(手-口攝入、皮膚接觸和呼吸吸入)、Cd(呼吸吸入)、Cr(手-口攝入和呼吸吸入)和Pb(手-口攝入)的貢獻(xiàn).表7和表8分別列出了生活垃圾物質(zhì)流環(huán)節(jié)不同重金屬元素和不同暴露途徑的致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù).

表7 生活垃圾物質(zhì)流環(huán)節(jié)不同重金屬元素的平均致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)

注:—表示數(shù)據(jù)缺失.

表8 生活垃圾物質(zhì)流環(huán)節(jié)不同暴露途徑的平均致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)

注:—表示未考慮.

3 討論

3.1 生活垃圾的物理成分及重金屬含量特征

從生活垃圾干基組分的質(zhì)量分?jǐn)?shù)來看(圖2),廚余是珠江三角洲地區(qū)生活垃圾的第一大組分,其次依次為塑料、紙和沙土等,這與我國其他城市(如北京市和成都市)生活垃圾的組分特征基本一致[18,44].珠江三角洲生活垃圾中沙土的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)(13.65%)明顯低于廣東省農(nóng)村地區(qū)(約20%)[45],我國農(nóng)村地區(qū)生活垃圾中的沙土組分的質(zhì)量分?jǐn)?shù)普遍高于城市地區(qū)[18].

從生活垃圾的重金屬含量特征來看(表4),珠江三角洲生活垃圾中Cr的質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高,其余依次為Pb、Cd、As和Hg.與國內(nèi)大城市相比,珠江三角洲生活垃圾中Cr和Pb的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均高于北京市和上海市,但As、Cd和Hg的質(zhì)量分?jǐn)?shù)與北京市和上海市的生活垃圾相當(dāng)[15,46].與廣東省農(nóng)村生活垃圾相比,珠江三角洲生活垃圾中Pb的質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯高于廣東農(nóng)村地區(qū),但Cr和Cd的含量與廣東農(nóng)村地區(qū)相當(dāng)[45].表4中重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變異系數(shù)均大于100%,說明數(shù)據(jù)離散程度較大,這一方面是由生活垃圾非均質(zhì)的固有特征所決定,另一面也與生活垃圾產(chǎn)生的區(qū)域特征和季節(jié)變化等因素有關(guān)[18].

3.2 生活垃圾中典型重金屬的來源

主成分因子分析(PCA)是判斷重金屬含量影響因素及可能來源的重要方法[47-49],本文采用主成份分析法提取因子,計(jì)算出特征值和累積貢獻(xiàn)率(如表9所示),選取特征根大于1的因子.為了方便因子解釋,采用最大方差旋轉(zhuǎn)法計(jì)算因子正交旋轉(zhuǎn)矩陣(表10).

因子分析結(jié)果顯示,2個(gè)主因子可以較好的描述珠江三角洲5市生活垃圾中重金屬的主要來源,累積方差達(dá)80.46%(表9).因子1解釋了總方差的40.52%, Hg、Cd、Pb和Cr具有較高的載荷系數(shù)(表10),因子2解釋了總方差的39.94%, Cd和Cr具有較高的載荷系數(shù)(表10).

表9 特征值和累積貢獻(xiàn)率

注:提取方法為主成分分析.

表10 方差極大正交旋轉(zhuǎn)后因子載荷矩陣

注:提取方法為主成分分析;旋轉(zhuǎn)法:具有Kaiser標(biāo)準(zhǔn)化的正交旋轉(zhuǎn)法;旋轉(zhuǎn)在3次迭代后收斂.

前人研究表明,生活垃圾的重金屬既來源于垃圾中的金屬制品和表面鍍金的各種生活材料,如電池、廢燈管、廢舊電器等,也來源于含重金屬的垃圾組分,如餐廚垃圾、報(bào)紙、塑料和草木等[50].重金屬Hg大多來自電池(如汞鉛電池和堿性電池)、熒光燈管、溫度計(jì)和其他廢舊電器等[51];Pb大多來源于生活垃圾中干電池、報(bào)紙、塑料、顏料等[18,51];Cd和Cr既來源于生活垃圾中的金屬組分和表面鍍金的各種生活材料,也來源于生活垃圾的塑料、白塑料、印刷品和草木等組分[52-54].珠江三角洲經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá),人口眾多,隨著網(wǎng)購和快餐業(yè)務(wù)的發(fā)展,產(chǎn)生了大量的包裝垃圾和快餐垃圾,生活垃圾物理成分分析結(jié)果表明,珠江三角洲生活垃圾中紙類、塑料和白塑料的質(zhì)量分?jǐn)?shù)約占生活垃圾總重的44%.因此,因子1可解釋為生活垃圾中的金屬制品和表面鍍金材料,因子2可解釋為包裝垃圾和快餐垃圾.重金屬元素As在主成分1和主成分2中的載荷系數(shù)均較低,說明As的來源比較特殊,王瑋等[48]研究了中國沿海城市生活垃圾中As的來源,發(fā)現(xiàn)塑料、布、紙類和貝殼等組分中As含量很少,生活垃圾中90%以上的As來自動(dòng)植物組分和沙土成份,因此,珠江三角洲5市生活垃圾中的As也可能主要來源于垃圾中的沙土和草木組分.

3.2 生活垃圾各處理環(huán)節(jié)的重金屬健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

3.2.1 非致癌風(fēng)險(xiǎn) 評(píng)價(jià)結(jié)果顯示,重金屬Cr對(duì)非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)的貢獻(xiàn)最大,主要是因?yàn)橹榻侵奚罾蠧r的質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高;如果生活垃圾的最終處理方式是填埋,則生活垃圾各物質(zhì)流環(huán)節(jié)的非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)無明顯差別,即街道清掃保潔工人、分類收運(yùn)工人和填埋處理工人的非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)相差無幾(表5),主要是因?yàn)楹粑牒推つw接觸對(duì)非致癌風(fēng)險(xiǎn)總指數(shù)的貢獻(xiàn)太小,相對(duì)于手-口攝入,呼吸吸入和皮膚接觸的非致癌風(fēng)險(xiǎn)幾乎可以忽略(表6),這與環(huán)衛(wèi)工人的作業(yè)方式密切相關(guān).在街道清掃保潔過程中,環(huán)衛(wèi)工人直接接觸垃圾的概率較高,而生活垃圾本身釋放到空氣中的顆粒物有限,塵土顆粒的重金屬含量不高,且未考慮汽車尾氣對(duì)街道清掃保潔工人健康的影響,故其呼吸吸入的重金屬并不多.如表1所述,生活垃圾分類收運(yùn)和填埋處理環(huán)節(jié)重金屬主要暴露途徑均為手-口攝入和皮膚接觸,但皮膚接觸主要為手的皮膚,接觸面積較小,故對(duì)非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)的貢獻(xiàn)不大;如果生活垃圾的最終處理方式是焚燒,則各重金屬元素的非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)大幅提高(表5),其主要暴露途徑為呼吸吸入和手-口攝入(表6),因?yàn)樯罾贌幚砗?重金屬向灰渣、飛灰和大氣中遷移[33],更容易被人體吸收.此外,不同重金屬元素和不同暴露途徑的平均非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)總是女性略高于男性,主要是因?yàn)榻】翟u(píng)價(jià)模型僅考慮了男、女體重和暴露皮膚面積的差異,而未考慮其他因素,總體上來說來,男性的平均體重和皮膚面積總是大于女性.

圖3 生活垃圾物質(zhì)流環(huán)節(jié)非致癌風(fēng)險(xiǎn)總指數(shù)的累積概率分布 Fig.3 Cumulative probability distribution of the non-carcinogenic risk index during the waste handling process

根據(jù)EPA的指南,如果非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(HI)小于1,暴露個(gè)體的非致癌風(fēng)險(xiǎn)基本不用考慮,如果非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)大于1,暴露個(gè)體存在非致癌風(fēng)險(xiǎn),并且隨著風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)的增加,發(fā)生非致癌風(fēng)險(xiǎn)的概率隨之增加[56].圖3中非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)的累積概率曲線顯示,相同暴露環(huán)境下,女環(huán)衛(wèi)工人的非致癌風(fēng)險(xiǎn)概率略高于男環(huán)衛(wèi)工人;如果生活垃圾是填埋處理,則重金屬在各物質(zhì)流環(huán)節(jié)的非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)均小于安全閾值,意為著環(huán)衛(wèi)工人的非致癌風(fēng)險(xiǎn)基本不用考慮;如果生活垃圾是焚燒處理,在焚燒處理環(huán)節(jié),大約只有2%左右的非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)小于1,意味著1萬次隨機(jī)試驗(yàn)中有9800次的非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)大于1,最高值約為11,說明垃圾焚燒處理環(huán)節(jié),環(huán)衛(wèi)工人的非致癌風(fēng)險(xiǎn)非常高.

3.2.2 致癌風(fēng)險(xiǎn) 與非致癌風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果類似,重金屬Cr對(duì)致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)的貢獻(xiàn)最大;如果生活垃圾的最終處理方式是填埋,則生活垃圾中各物質(zhì)流環(huán)節(jié)的致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)無明顯差別(表7),其中手-口攝入是最主要暴露途徑,相對(duì)于手-口攝入,呼吸吸入和皮膚接觸的致癌風(fēng)險(xiǎn)幾乎可以忽略(表8).相同暴露環(huán)境下,女環(huán)衛(wèi)工人的致癌風(fēng)險(xiǎn)概率略高于男環(huán)衛(wèi)工人(圖4).

圖4 生活垃圾物質(zhì)流環(huán)節(jié)致癌風(fēng)險(xiǎn)總指數(shù)的累積概率分布 Fig.4 Cumulative probability distribution of the carcinogenic risk index during the waste handling process

根據(jù)前人的研究結(jié)果,如果致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(TCRI)小于1×10-6,則基本不用考慮致癌風(fēng)險(xiǎn);如果致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(TCRI)大于1×10-4,其致癌風(fēng)險(xiǎn)基本無法接受;如果致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(TCRI)位于1×10-6~1×10-4之間,尚在可接受范圍之內(nèi),但也要結(jié)合具體情況和暴露環(huán)境判斷[56].圖4中致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)的累積概率曲線顯示,在街道清掃保潔、分類收運(yùn)和填埋處理環(huán)節(jié),致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)小于1×10-4的概率大約只有2%左右,最高值大約為6倍安全閾值,意味著環(huán)衛(wèi)工人的致癌風(fēng)險(xiǎn)概率很高;如果生活垃圾為焚燒處理,在焚燒處理環(huán)境,致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)小于1×10-4的概率為0,最高值約為安全閾值的90倍,所以生活垃圾焚燒處理環(huán)節(jié)的致癌風(fēng)險(xiǎn)更高.

由于健康評(píng)價(jià)模型尚存在一定的缺陷,未能充分考慮重金屬元素價(jià)態(tài)的變化及人體各器官對(duì)重金屬的吸收率[56],如Cr6+進(jìn)入人體后可能會(huì)變成Cr3+,其生物毒性將大幅降低[57],此外,進(jìn)入人體的重金屬元素也不可能100%被人體器官吸收,因此可能造成風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果比實(shí)際風(fēng)險(xiǎn)偏高.但綜合來看,珠江三角洲地區(qū)生活垃圾重金屬對(duì)環(huán)衛(wèi)工人身體健康影響較大.如果生活垃圾是填埋處理,各物質(zhì)流環(huán)節(jié)的非致癌風(fēng)險(xiǎn)基本可以忽略,但致癌風(fēng)險(xiǎn)仍然極高;如果生活垃圾是焚燒處理,則焚燒環(huán)節(jié)的非致癌風(fēng)險(xiǎn)和致癌風(fēng)險(xiǎn)均很高.5種重金屬元素中,Cr對(duì)風(fēng)險(xiǎn)總指數(shù)的貢獻(xiàn)最大.在各物質(zhì)流環(huán)節(jié),手-口攝入對(duì)風(fēng)險(xiǎn)總指數(shù)的貢獻(xiàn)最大,皮膚暴露途徑的非致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)和致癌風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)均遠(yuǎn)小于安全閾值,呼吸吸入也只有在生活垃圾焚燒環(huán)節(jié)大于安全閾值,主要是因?yàn)榉贌龔S周邊空氣中重金屬濃度大幅增加.因此,生活垃圾的各物質(zhì)流環(huán)節(jié),直接接觸生活垃圾的環(huán)衛(wèi)工人一定要做好安全防護(hù),特別是避免手直接接觸到垃圾,如果觸碰到垃圾要及時(shí)清洗;焚燒廠的垃圾處理工人,特別是工作在一線的垃圾焚燒工人,一定要做好更嚴(yán)格的保護(hù),工作時(shí)需要配戴密封性較好的手套和面罩,避免接觸爐渣和飛灰,防止空氣中的重金屬通過呼吸進(jìn)入人體.此外,本研究未考慮垃圾焚燒處理過程中其他非重金屬污染物,如“二噁英”的致癌風(fēng)險(xiǎn),二噁英也可能通過呼吸途徑進(jìn)入人體,因此,垃圾焚燒廠需要從技術(shù)改良和安全防護(hù)兩個(gè)方面提升,既要減少污染物的排放又要對(duì)污染物的人體暴露途徑進(jìn)行阻隔.

4 結(jié)論

4.1 珠江三角洲5市生活垃圾主要由沙土、玻璃、金屬、紙、塑料、橡膠、布、草木、廚余和白塑料組成,其干基平均質(zhì)量組分依次為廚余(24.78%)>塑料(18.93%)>紙(14.38%)>沙土(13.65%)>草木(8.30%)>布(7.76%)>玻璃(5.57%)>白塑料(3.97%)>金屬(2.19%)>橡膠(0.47%).

4.2 珠江三角洲5市生活垃圾中As、Cd、Hg、Cr和Pb的濃度分別為(4.49±1.18),(1.95±1.96),(0.41± 0.60),(147.28±160.48)和(121.59±199.42) mg/kg;生活垃圾中Hg和Pb可能主要來源于金屬制品和鍍金材料, Cd和Cr可能主要來源于金屬制品、鍍金材料、快餐垃圾和報(bào)紙垃圾; As可能主要來源于生活垃圾中的沙土組分和草木組分.

4.3 生活垃圾的收運(yùn)及處理環(huán)節(jié),街道清掃保潔工人、分類收運(yùn)工人和填埋處理工人的非致癌風(fēng)險(xiǎn)基本不用考慮,但致癌風(fēng)險(xiǎn)仍然極高,最高可達(dá)安全閾值的6倍,主要暴露風(fēng)險(xiǎn)為手-口攝入;垃圾焚燒處理工人的非致癌風(fēng)險(xiǎn)和致癌風(fēng)險(xiǎn)均很高,非致癌風(fēng)險(xiǎn)最高可達(dá)安全閾值的11倍,致癌風(fēng)險(xiǎn)最高可達(dá)安全閾值的90倍,主要暴露風(fēng)險(xiǎn)為手-口攝入和呼吸吸入.相同暴露環(huán)境下,女環(huán)衛(wèi)工人的非致癌風(fēng)險(xiǎn)和致癌風(fēng)險(xiǎn)概率均略高于男環(huán)衛(wèi)工人.

[1] Tao H-C, Lei T, Shi G, et al.Removal of heavy metals from fly ash leachate using combined bioelectrochemical systems and electrolysis [J]. J Hazard Mater, 2014,264C(2):1-7.

[2] Robinson T. Removal of toxic metals during biological treatment of landfill leachates [J]. Waste Manage, 2017,63:299-309.

[3] 向明燈,楊 林,于云江,等.基于健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的垃圾焚燒電廠選址研究[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2013,(S1):165-171.Xiang M-D, Yang L, Yu Y-J, et al.The study on location selection of municipal solid waste incineration power plant based on health risk assessment [J]. China Environmental Science, 2013,33(S1):165-171.

[4] 徐 亞,劉玉強(qiáng),能昌信,等.基于概率風(fēng)險(xiǎn)分析的填埋場(chǎng)安全防護(hù)距離研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2017,37(7):2786-2792.Xu Y, Liu Y-Q, Nai C-X, et al. A probabilistic risk-based method to determine the safety protection distance for solid waste landfill [J]. China Environmental Science, 2017,37(7):2786-2792.

[5] Zhou J, Wu S, 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 Manage, 2015,43:239-246.

[6] 張金蓮,丁疆峰,盧桂寧,等.廣東清遠(yuǎn)電子垃圾拆解區(qū)農(nóng)田土壤重金屬污染評(píng)價(jià)[J]. 環(huán)境科學(xué), 2015,36(7):2633-2640.Zhang J-L, Ding J-F, Lu G-N, et al. Heavy metal contamination in farmland soils at an e-waste disassessmbling site in Qingyuan, Guangdong, south China [J]. China Environmental Science, 2015, 36(7):2633-2640.

[7] Ihedioha JN, Ukoha PO, Ekere NR.Ecological and human health risk assessment of heavy metal contamination in soil of a municipal solid waste dump in Uyo, Nigeria [J]. Environ Geochem Health, 2017,39(3): 497-515.

[8] 韓智勇,許 模,劉 國,等.生活垃圾填埋場(chǎng)地下水污染物識(shí)別與質(zhì)量評(píng)價(jià) [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2015,35(9):2843-2852. Han Z-Y, Xu M, Liu G, et al. Pollutant identification and quality assessment of groundwater near municipal solid waste landfills in China [J]. China Environmental Science, 2015,35(9):2843-2852.

[9] 李 美,沈 茳,唐承志,等.城市生活垃圾健康危害研究進(jìn)展[J]. 職業(yè)衛(wèi)生與病傷, 2012,27(5):304-306.Li M, Shen J, Tang S-Z, et al. Research progress of urban living garbage’s health hazards [J]. Journal of Occupational Health and Damage, 2012,27(5):304-306.

[10] 張海龍,李祥平,齊劍英,等.生活垃圾焚燒處理設(shè)施周邊環(huán)境重金屬污染健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2013,32(8):1670-1676.Zhang H-L, Li X-P, Qi J-Y, et al. Primary research on health risk assessment of heavy metals in the surrounding soil and air of a municipal solid waste incinerator(MSWI), south China [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013,32(8):1670-1676.

[11] Kim H-T, Lee T.A simultaneous stabilization and solidification of the top five most toxic heavy metals (Hg, Pb, As, Cr, and Cd) [J]. Chemosphere. 2017,178:479-485.

[12] 黃慧敏,劉 強(qiáng),劉曉一,等.生活垃圾焚燒廠周邊大氣汞濃度分布及其健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[J]. 環(huán)境污染與防治, 2016,38(7):66-70.Huang H-M, Liu Q, Liu X-Y, et al. Concentration distribution and health risk assessment of mercury emitted from municipal solid waste incineration plant [J]. Environmental Pollution Control, 2016,38(7): 66-70.

[13] 李仙粉,任福民,汝宜紅,等.北京市生活垃圾中重金屬元素污染特性調(diào)查[J]. 中國環(huán)境監(jiān)測(cè), 2003,19(3):42-45.Li X-F, Ren F-M, Ru Y-H, et al. The investigation of heavy metal elements in the municipal solid waste of Beijing [J]. Environmental Monitoring in China, 2003,19(3):42-45.

[14] 安曉雯,楊鳳林,仉春華,等.大連市城市垃圾填埋場(chǎng)垃圾重金屬污染物分析[J]. 中央民族大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2007,16(3):206-209.An X-W, Yang F-L, Zhang C-H, et al. Analysis on heavy metal pollutants of solid wastes in Dalian municipal landfill [J].Journal of the CUN(Natural Sciences Edition), 2007,16(3):206-209.

[15] 李曉勇,胡雨燕,夏蘇湘,等.上海市生活垃圾重金屬污染特征分析[J]. 環(huán)境衛(wèi)生工程, 2013,21(5):22-24.Li X-Y, Hu Y-Y, Xia S-X, et al. Pollution characteristics of heavy metals from Shanghai domestic waste [J]. Environmental Sanitation Engineering, 2013,21(5):22-24.

[16] 劉育辰,王莉淋,伍 鈞,等.四川省城市生活垃圾特性及其重金屬污染分析[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2015,9(12):6010-6018.Liu Y-C, Wang L-L, Wu J, et al. Pollution and source analysis of heavy metals in municipal solid waste in Sichuan [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2015,9(12):6010-6018.

[17] 賈 悅,王 震,夏蘇湘,等.上海市生活垃圾重金屬來源分析及污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 環(huán)境衛(wèi)生工程, 2015,23(4):31-34.Jia Y, Wang Z, Xia S-P, et al. Source analysis and pollution risk assessment of heavy metals from Shanghai domestic waste [J]. Environmental Sanitation Engineering, 2015,23(4):31-34.

[18] 銀燕春,王莉淋,肖 鴻,等.成都市區(qū)、城郊和農(nóng)村生活垃圾重金屬污染特性及來源[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2015,9(1):392-400.Yin C-Y, Wang L-L, Xiao H, et al. Characteristics and sources of heavy metal pollution in urban, suburban and rural domestic waste of Chengdu, China [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2015,9(1):392-400.

[19] 樓紫陽,柴曉利,趙由才,等.生活垃圾填埋場(chǎng)滲濾液性質(zhì)隨時(shí)間變化關(guān)系研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2007,27(6):987-992.Lou Z-Y, Chai X-L, Zhao Y-C, et al. Leachate composition changes over time: data from the Laogang landfill in Shanghai [J]. Acta Scientiate Circum stantiae, 2007,27(6):987-992.

[20] 劉永德,何品晶,邵立明.太湖流域農(nóng)村生活垃圾面源污染貢獻(xiàn)值估算[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2008,27(4):1442-1445.Liu Y-D, He P-J, Shao L-M. Calculation of contribution value of non-point source pollution of rural refuse in Tai lake region [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2008,27(4):1442-1445.

[21] 齊劍英,張海龍,方建德,等.垃圾焚燒設(shè)施周邊環(huán)境空氣重金屬分布特征及呼吸暴露風(fēng)險(xiǎn)[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 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.

[22] 王春銘,高云華,張登偉,等.廣州增城市垃圾填埋場(chǎng)封場(chǎng)土壤及植物重金屬調(diào)查與評(píng)價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2013,32(4):714-720.Wang C-M, Gao Y-H, Zhang D-W, et al. Investigation and assessment of heavy metals in soil and plants from a sealed landfill in Zengcheng, Guangzhou, China [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013,32(4):714-720.

[23] 張厚堅(jiān),劉海娟,黃世清,等.城市生活垃圾焚燒處理過程中重金屬遷移規(guī)律研究[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2013,7(11):4569-4574.Zhang H-J, Liu H-J, Huang S-Q, et al. Study on the migration rule of heavy metal in waste incineration [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2013,7(11):4569-4574.

[24] 高智群.電子垃圾拆解區(qū)水稻重金屬空間變異特征及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[D]. 杭州:浙江農(nóng)林大學(xué), 2015.Gao Z-Q. Spatial variation and health risk assessment of heavy metals in rice in an e-waste disassembling area [D]. Hangzhou: Zhejiang A & F University, 2015.

[25] 王 月,安 達(dá),席北斗,等.基于三角隨機(jī)模擬的生活垃圾填埋場(chǎng)地下水環(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型[J]. 環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報(bào), 2016,6(1): 49-56.Wang Y, An D, Xi B-D, et al. Assessment model of landfill sites groundwater environmental health risk based on stochastic simulation -triangular fuzzy numbers [J]. Journal of Environmental Engineering Technology, 2016,6(1):49-56.

[26] CJ/T 313-2009 城市生活垃圾采樣和物理分析方法[S].CJ/T 313-2009Methods of sampling and physical analysis of municipal solid waste [S].

[27] GB 5085.3-2007 危險(xiǎn)廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn)—浸出毒性鑒別[S].GB 5085.3-2007 Hazardous waste identification standard - leaching toxicity identification [S].

[28] CJ/T 98-1999 城市生活垃圾汞的測(cè)定冷原子吸收分光法[S].CJ/T 98-1999 Determination of mercury in municipal solid waste - cold atomic absorption spectrometry [S].

[29] USEPA. Exposure Factors Handbook, final ed [M]. Washington, DC: United States Environmental Protection Agency, 2011:59-87.

[30] Schuhmacher M, Meneses M, Xifró A, et al.The use of Monte-Carlo simulation techniques for risk assessment: study of a municipal waste incinerator [J]. Chemosphere, 2001,43(4-7):787.

[31] 國家環(huán)境保護(hù)局.中國土壤元素背景值[M]. 北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社, 1990:1-223.Environmental Protection Agency.The background contents of trace elements in Chinese soil [M]. Beijing: China Environmental Science Press, 1990:1-223.

[32] Jiang Y, Chao S, Liu J, et al.Source apportionment and health risk assessment of heavy metals in soil for a township in Jiangsu Province, China [J]. Chemosphere, 2017,168:1658-1668.

[33] 趙 曦,李 娟,黃 藝,等.廣東某大型城市生活垃圾焚燒廠9種重金屬的遷移特征[J]. 環(huán)境污染與防治, 2015,37(6):18-23.Zhao X, Li J, Huang Y, et al. Partitioning characteristics of nine heavy metals in a municipal solid waste incinerator in Guangdong [J]. Environmental Pollution & Control, 2015,37(6):18-23.

[34] 張海龍,李祥平,林必桂,等.珠江三角洲某垃圾焚燒廠周邊環(huán)境空氣重金屬分布特征研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2013,33(7):1833-1839.Zhang H-L, Li X-P, Lin B-G, et al. Characterization of airborne particulate metals in the surroundings of a municipal solid waste incinerator(MSWI) in the Pearl River Delta [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2013,33(7):1833-1839.

[35] 劉 明,陳來國,許振成,等.珠江三角洲地區(qū)生活垃圾焚燒廠汞的排放特征 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2013,33(11):2953-2958.Liu M, Chen G-L, Xu Z-C, et al. Mercury emission characteristics from municipal solid waste incineration in Pearl River Delta region [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2013,33(11):2953-2958.

[36] 黃慧敏,劉 強(qiáng),劉曉一,等.生活垃圾焚燒廠周邊大氣汞濃度分布及其健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[J]. 環(huán)境污染與防治, 2016,38(7):66-70.Huang H-M, Liu Q, Liu X-Y, et al. Concentration distribution and health risk assessment of mercury emitted from municipal solid waste incineration plant [J]. Environmental Pollution & Control, 2016, 38(7):66-70.

[37] Chen H, Teng Y, Lu S, et al.Source apportionment and health risk assessment of trace metals in surface soils of Beijing metropolitan, China [J]. Chemosphere, 2016,144:1002-1011.

[38] Allan M, Richardson GM, Jones-Otazo H.Probability Density Functions Describing 24-Hour Inhalation Rates for Use in Human Health Risk Assessments: An Update and Comparison [J]. Human & Ecological Risk Assessment, 1998,14(2):372-391.

[39] Smith RL.Use of Monte Carlo Simulation for Human Exposure Assessment at a Superfund Site [J]. Risk Anal., 2010,14(4):433-439.

[40] Li Z , Ma Z , Kuijp T J V D , et al. A review of soil heavy metal pollution from mines in China: pollution and health risk assessment [J]. Sci Total Environ, 2014,468-469:843-853.

[41] USEPA. Supplemental Guidance for Developing Soil Screening Levels for Superfund Sites [R]. Washington, DC: United States Environmental Protection Agency, 2002.

[42] Finley B, Proctor D, Scott P, et al.Recommended distributions for exposure factors frequently used in health risk assessment [J]. Risk Analysis, 1994,14(4):533-553.

[43] Katsumata P, Kastenberg W.On the Impact of Future Land Use Assumptions on Risk Analysis for Superfund Sites [J]. J Air Waste Manag Assoc, 1997,47(8):881-889.

[44] 張宏艷.循環(huán)經(jīng)濟(jì)的“3R”原則在城郊生活垃圾領(lǐng)域的運(yùn)用 [J]. 生態(tài)經(jīng)濟(jì)(學(xué)術(shù)版), 2010,(2):405-407.Zhang H-Y. Application of 3R priciples of cyclic economy on the waste area of suburb [J]. Ecological economy(the academic version), 2010,(2):405-407.

[45] 段雄偉,高海碩,黎華壽,等.廣東省農(nóng)村生活垃圾組分及其污染特性分析 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2013,32(7):1486-1492.Duan W-X, Gao H-S, Li H-T, et al.Component analysis and pollution characteristics of domestic waste in rural area of Guangdong province, China [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013,32(7):1486- 1492.

[46] 任福民,李仙粉.北京市生活垃圾中重金屬元素的污染特性調(diào)查及對(duì)策 [J]. 中國安全科學(xué)學(xué)報(bào), 2003,13(1):49-52.Ren F-M, Li X-F. Investigation on heavy metal pollutants in urban garbage of Beijing city and their countermeasures [J]. China Safety Science Journal, 2003,13(1):49-52.

[47] Tang J, Han WZ, Li N, et al.Multivariate Analysis of Heavy Metal Element Concentrations in Atmospheric Deposition in Harbin City, Northeast China [J]. Spectroscopy & Spectral Analysis, 2011,31(11): 3087-3091.

[48] Anju M, Banerjee DK.Multivariate statistical analysis of heavy metals in soils of a Pb-Zn mining area, India [J]. Environ Monit Assess, 2012,184(7):4191-4206.

[49] 唐志華,黃寧生,歐陽婷萍,等.云浮硫鐵礦開采對(duì)周邊表土稀土元素影響研究[J]. 地球化學(xué), 2016,45(5):527-536. Tang Z-H, Huang N-S, Ouyang T-P, et al. Study on the influence of pyrite mining in Yunfu on the contents of rare earth elements in surrounding top soils [J]. Geochimica, 2016,45(5):527-536.

[50] Slack RJ, Gronow JR, Voulvoulis N.Household hazardous waste in municipal landfills: contaminants in leachate [J]. Sci Total Environ, 2005,337(1):119-137.

[51] 楊巧艷,查坤.垃圾填埋處理中微量金屬元素遷移和轉(zhuǎn)變特性分析[J]. 四川環(huán)境, 2005,24(6):96-98.Yang Q-Y, Zha K. Analysis of transfer and conversion characteristics of trace metal pollutants in MSW landfill [J]. Sichuan Environment, 2005,24(6):96-98.

[52] 張玉霞,王洪濤.食品接觸塑料材料中重金屬的現(xiàn)狀分析[J]. 上海塑料, 2012,(3):18-22.Zhang Y-X, Wang H-T.Current situation analysis on heavy metal in food contact plastic materials [J]. Shanghai Plastics, 2012,(3):18-22.

[53] 杜 鋒,程溫瑩,程艷茹,等.對(duì)生活垃圾焚燒產(chǎn)物中重金屬的探討[J]. 環(huán)境科學(xué)與管理, 2011,36(9):72-74.Du F, Cheng W-Y, Cheng Y-R, et al. Study on heavy metals in incineration products of domestic wastes [J]. Environmental Science and Management, 2011,36(9):72-74.

[54] 楊淑英,劉曉紅,張?jiān)鰪?qiáng),等.楊凌城市生活垃圾中重金屬元素的污染特性分析[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2005,24(1):148-153.Yang S-Y, Liu X-H, Zhang Z-Q, et al. A pollution characteristics of heavy metals in municipal solid waste of Yangling city [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2005,24(1):148-153.

[55] 王 瑋,魏小林,盛宏至.城市生活垃圾中微量金屬元素含量的特性分析[J]. 環(huán)境工程, 2004,22(5):48-50.Wang W, Wei X-L, Sheng H-Z. Analysis on the characteristics of trace metal elements in municipal solid waste [J]. Environmental Engineering, 22(5):48-50.

[56] Fryer M, Collins CD, Ferrier H, et al.Human exposure modelling for chemical risk assessment: a review of current approaches and research and policy implications [J]. Environmental Science & Policy, 2006, 9(3):261-274.

[57] Cao H, Chen J, Zhang J, et al.Heavy metals in rice and garden vegetables and their potential health risks to inhabitants in the vicinity of an industrial zone in Jiangsu, China [J]. Environ Sci, 2010,22(11): 1792-1799.

Study on influencing of heavy metal in municipal solid waste on health of sanitation workers.

TANG Zhi-hua1*, HUHE Tao-li2, LIU Min-ru1, YIN Hua1, GUO Hua-fang1, XIONG Zu-hong1, CHEN Yong1,2

(1.Guangzhou Institute of Energy Conversion, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China；2.Changzhou University, Changzhou 213164, China)., 2019,39(3)：1278~1288

The As, Cd, Hg, Cr, and Pb contents (on a dry weight basis) of 55 municipal solid waste (MSW) samples from five cities (Guangzhou, Foshan, Huizhou, Shenzhen, and Zhaoqing) in the Pearl River Delta were determined. Principal component analysis was performed to assess the factors affecting the heavy metal concentrations and possibly identify the sources of the heavy metals. The health risks posed to sanitation workers exposed to heavy metals while collecting, sorting, and disposing of MSW were assessed using a combined health risk assessment model and Monte Carlo simulation. The mean As, Cd, Hg, Cr, and Pb concentrations in the MSW samples were (4.49±1.18)mg/kg, (1.95±1.96)mg/kg, (0.41±0.60)mg/kg, (147.28±160.48)mg/kg, and (121.59±199.42)mg/kg, respectively. Hg and Pb in MSW were probably mainly derived from metalware and materials with metallic coatings. Cd and Cr were derived from metalware and metallic coatings and also from fast food and packaging waste. Element As was probably main derived from soil and grass. Non-carcinogenic risks for workers during waste collection, sorting, and disposal to landfill could be ignored, but carcinogenic risks were very high. The highest carcinogenic risk index was about six times the safety threshold. The highest risks were posed through ingestion after hand-to-mouth contact (not through ingestion of food and drink). Non-carcinogenic and carcinogenic risks were both high for waste incineration workers, the highest non-carcinogenic and carcinogenic risk indices being 11 and 90 times, respectively, the safety thresholds. The highest risks were posed through ingestion after hand-to-mouth contact and inhalation.Non-carcinogenic and carcinogenic risks were slightly higher for female than male workers for the same exposure situations. Precautions must therefore be taken to decrease the exposure of workers to heavy metals during waste collection, sorting, and disposal.

municipal solid waste(MSW)；heavy metals；exposure pathways；sanitation workers；health risk

X799.3,X24

A

1000-6923(2019)03-1278-11

唐志華(1982-),男,湖南慈利人,助理研究員,博士后,主要從事區(qū)域能源與環(huán)境可持續(xù)發(fā)展研究.發(fā)表論文10余篇.

2018-06-15

廣東省科技計(jì)劃項(xiàng)目(2014A080802009);廣東省博士科研啟動(dòng)基金資助項(xiàng)目(2018A030310084)

*責(zé)任作者, 助理研究員, tangzh@ms.giec.ac.cn