生活垃圾收運過程中惡臭暴露的健康風險評估

方晶晶，章 驊，呂 凡，邵立明，何品晶*（1.同濟大學固體廢物處理與資源化研究所，上海200092；2.海軍醫學研究所，上海 200433；3.住房和城鄉建設部村鎮建設司農村生活垃圾處理技術研究與培訓中心，上海 200092）

生活垃圾收運過程中惡臭暴露的健康風險評估

方晶晶1，2，章 驊1，3，呂 凡1，3，邵立明1，3，何品晶1，3*（1.同濟大學固體廢物處理與資源化研究所，上海200092；2.海軍醫學研究所，上海 200433；3.住房和城鄉建設部村鎮建設司農村生活垃圾處理技術研究與培訓中心，上海 200092）

通過現場采樣檢測，研究了生活垃圾收運鏈中氨、硫化物、萜烯化合物、芳香烴、醇類化合物、揮發性有機酸、醛酮類化合物等7類惡臭物質的組成特征；分析了收運鏈不同環節中惡臭污染物的分布特征及操作方式對其影響；依據惡臭污染物的分布特征，評估了生活垃圾轉運場所職業暴露人員的致癌和非致癌風險，并對結果進行了不確定分析.結果表明，收運過程中，末端垃圾碼頭的惡臭污染物比前端的垃圾箱房高1個數量級以上，與生活垃圾在收運過程中降解程度逐漸提高相對應；不同類別惡臭污染物中，醇類化合物隨收運鏈的延伸而穩定上升，揮發性有機酸（VFAs）和芳香烴化合物則呈階躍增加，分別在集裝箱碼頭和散裝碼頭處達到峰值（分別為131， 711μg/m3）.收運鏈前端，垃圾箱房的主要致臭化合物為醛酮類化合物；收運鏈末端，垃圾碼頭的主要致臭化合物為硫化物和揮發性有機酸.生活垃圾散裝運輸操作方式，對作業人員和周邊人群可能造成較大健康影響.散裝碼頭處惡臭污染導致的致癌和非致癌風險值最高，致癌風險值LCR總為2.64×10-5，超過生活垃圾收運鏈中的其它作業點，存在較大的健康風險；非致癌風險值HI總為3.01，集裝箱碼頭處的HI總為1.22，超過了USEPA推薦的可接受范圍，其余作業點的非致癌風險值HI總＜1，在可接受的范圍內.

生活垃圾；運輸；惡臭；污染特征；健康風險

對于大中型城市，生活垃圾的收運距離較長.從垃圾產生，到收集和運輸至垃圾小型壓縮式收集站或垃圾中轉站，并最終運送至生活垃圾處理終端前往往需要1～3d的時間.我國城市生活垃圾含水率和易降解組分含量普遍高［1］；而且，高溫季節較長，在收集運輸過程中，垃圾中的易降解組分會自發降解衍生大量惡臭物質并釋放.生活垃圾收集運輸設施基本位于中心城區，運輸路線遍及城市.因此，生活垃圾在收運階段釋放的惡臭氣體是城市惡臭污染的重要產生源［2-3］.

惡臭氣體除造成感覺污染外，對人體呼吸、內分泌、神經系統也有較大危害，并可能伴隨致癌風險［4-7］.Aatamila等［8］發現，廢物處理中心產生的惡臭氣體對附近區域居民的健康癥狀造成較大影響，如呼吸急促、眼睛不適、聲音嘶啞、發燒以及肌肉疼痛等，增加疾病發生的危險性.Gao等［9］在垃圾中轉站共檢出了20種惡臭物質，苯、甲苯、二氯甲烷等排放比例較高的物質中，l，3-丁二烯和苯的致癌風險范圍在10-6到10-4之間.Li等［10］研究了城市垃圾中轉站的14種揮發性有機物，發現垃圾壓縮時釋放量比不壓縮時增加，乙酸乙酯是優勢化合物，濃度在306μg/m3，其次是芳香烴，濃度為204μg/m3，中轉站的個體非致癌風險已超過了可接受水平，癌癥風險也達到了致癌閾值.生活垃圾收集運輸中轉環節的惡臭污染對城市環境和公共衛生質量的危害顯著.但已有研究多側重于垃圾收運某一環節的惡臭評估，少有分析收運全過程惡臭特征與評價健康風險.本研究針對生活垃圾收運全過程各環節的惡臭污染物釋放特征進行分析和風險評價，以確定收運環節的優先惡臭污染物，并指導其污染控制.

1 材料與方法

1.1 研究場地描述和采樣布點

收集系統、壓縮轉運系統和處置系統構成了上海市城市生活垃圾物流體系，涉及的設施有分散的垃圾收集箱房、小型壓縮式收集站、大型壓縮式中轉站、垃圾裝卸碼頭、堆肥廠、焚燒廠和填埋場等（圖1）.若以收集系統和壓縮轉運系統為研究對象，則包括：

圖1 上海市城市生活垃圾收運及處理處置Fig.1 Flow chart on the collection， transportation and treatment of MSW in Shanghai

（i）垃圾箱房： 選取某居民小區的垃圾箱房和某集貿市場的垃圾箱房作為研究對象.其垃圾收集方式均為自投，清運頻率均為1次/d，日產垃圾量均相對較小，約為0.30～1.2t/d，保潔頻率為1～2次/d.

（ii）小型壓縮轉運站： 選取某社區2個小型壓縮轉運站作為研究對象，小壓站面積為15～20m2，各配置1臺水平壓縮臥式垃圾壓縮機，額定裝載垃圾量為4000kg.清運頻率均為2次/d，垃圾收運量約為8t/d.

（iii）大型陸-陸壓縮轉運站： 選擇分別采用水平壓縮工藝和垂直壓縮工藝的2個大型垃圾壓縮中轉站.采用水平壓縮工藝的大型中轉站占地面積為16360m2，日均壓縮量550t，日均轉運量650噸.分為上下2層，上層為垃圾運輸車卸載區，下層為垃圾中轉車裝載區，上層卸載區設除臭劑噴淋；采用垂直壓縮工藝的大型中轉站占地面積為36850m2，日均壓縮量1200t，日均轉運量1500t.中轉站同樣分為上下2層，上層為垃圾運輸車卸載區，下層為垃圾中轉車裝載區，上層卸載區亦設有除臭劑噴淋.

（iv）水-陸轉運站： 上海中心城區在填埋場集中處理的生活垃圾采用水路轉運體系運至該填埋場的水陸轉運碼頭，垃圾在市區通過中轉站壓縮后由集裝箱運至該碼頭，集裝箱卸船后直接運至該場填埋區處置.另有部分垃圾未經壓縮，由散裝裝船后運輸到該碼頭，也在碼頭卸船經車輛運輸至填埋區處置（圖1）.

1.2 氣體樣品采集

在2011年9月至2012年10月期間采樣，垃圾箱房和中轉壓縮站等封閉或半封閉環境采用抓樣，垃圾箱房緊靠垃圾桶上方，中轉壓縮站距離操作點1m處.采樣的同時，測量日期和采樣時的環境溫度和風速參數.在2011年10月、2012年1月和2012年8月各進行了1次采樣，每次每點采集2個氣體樣品、1個固體樣品.采樣時環境參數見表1.

表1 采樣布點分布及采樣時環境參數Table 1 Meteorological parameters of the sampling sites

1.3 固體樣品采集分析

采集氣相樣品的同時，采集垃圾固體樣品.垃圾箱房從垃圾桶中取樣，小壓站從進料口中取樣，壓縮中轉站和集裝箱碼頭從集裝箱內取樣，散裝碼頭取運輸車內樣品.用四分法縮分樣品，縮分2次后制成5kg左右的固體樣品，將其置于采樣袋中密封帶回實驗室分析用.樣品于70℃、48h烘干測試含水率.樣品放入碾缽中擠壓出水，水相經10000r/min離心10min后，取上清液過0.45μm濾膜，測定浸出液的pH值、COD、NH3-N和揮發性有機酸，分析方法參見文獻［11］.

1.4 氣體樣品預處理和測試分析

氣袋類的樣品采集10min，吸附管和衍生管2～3h，每點采集2個平行樣品.氣袋樣品采集步驟如下：將Tedlar采氣袋放在樂扣的盒子里，盒子可以模擬真空系統.抽真空泵和盒子連接，Tedlar采氣袋通過一根直徑5mm的特氟龍管和外界大氣相通，打開泵氣體就會采集進氣袋中.共測試了包括NH3在內的七類化合物.不同類型的惡臭氣體采用不同的采樣、預處理和分析方法.定性方法為固體微萃取采樣預濃縮（SPME）配合色譜/質譜檢測器（GC-MS）.定量方法，由檢定管分析方法分析NH3；液氮低溫條件下濃縮聯合氣相色譜/脈沖火焰光度檢測器（GC/PFPD）分析含硫化合物（RSCs）；液氮低溫條件下濃縮聯合氣相色譜/氫火焰離子化檢測器（GC/FID）分析醇類化合物、萜烯類化合物、芳香烴類化合物；2，4-二硝基苯肼衍生管富集（DNPH）聯合高效液相色譜法（HPLC）分離檢測醛酮類化合物；固體吸附劑吸附液相萃取氣相色譜/氫火焰離子化檢測器（GC/FID）分析揮發性有機酸（VFAs）.具體分析步驟和參數見文獻［12］.

1.5 惡臭氣體濃度與嗅閾值轉換方法

每一種惡臭氣體嗅閾值差異很大［13］.高濃度的惡臭氣體并不總是對應著強烈的氣味.依據惡臭氣體的濃度（Ci）和嗅閾值（OTi），可以采用公式（1）和（2），估算出每種氣體以及混合氣體的理論臭氣強度Cod，i和Cod（無量綱）［14］.在缺乏嗅覺測量儀器時，該方法可以用來初步評估惡臭化合物造成的感官和嗅覺影響.

1.6 致癌和非致癌風險評估

根據US EPA的綜合危險度信息庫（IRIS）系統對惡臭污染物致癌毒性效應進行分類， 根據環境毒物非致癌物的吸入參考劑量（RfC）和致癌物的致癌斜率因子（SF），評估其致癌風險和非致癌風險［15］.

致癌風險評估［公式（3）和（4）］：用終生致癌風險LCR （Life cancer risk）作為衡量指標.

式中：SF為污染物致癌斜率因子， kg·d/mg； CDIca為致癌污染物暴露量，mg/（kg·d）；Ci為空氣中第i個污染物的濃度，mg/m3；IR為成人呼吸速率，取0.66m3/h；ET為每日暴露時間，取8h；EF為暴露持續頻率，取250d/a；ED為暴露持續時間，取25a；BW為人體質量，取65kg；AT為平均壽命，年（致癌風險評估取70a，非致癌風險評估取25a）.參數的選擇參考以往的研究報道［16-20］.混合源的致癌風險值為各種污染物危害指數之和，暫不考慮各物質之間的協同和拮抗效應.

非致癌風險評估，用危害指數HI為衡量指標（無量綱），見公式（5）.

式中：RfC為污染物的非致癌參考劑量， mg/（kg·d）；CDInc取值同式（4）.混合源的非致癌風險值為各種污染物危害指數之和，暫不考慮各物質之間的協同和拮抗效應.

1.7 Monte Carlo模擬與靈敏度分析

風險評估存在諸多不確定性，包括化合物濃度的不確定性和模型參數的不確定性.為了定量考察不確定性，進行10000次Monte-Carlo模擬，并且對化合物濃度和模型參數的不確定性進行靈敏度分析.Monte-Carlo模擬及靈敏度分析均使用Crystal Ball軟件完成［21］.

2 結果與討論

2.1 收運過程中生活垃圾性質變化

圖2 生活垃圾和瀝濾液性質Fig.2 Characteristics of the MSW and leachate samples

由圖2可以看出，集裝箱方式運輸的垃圾到達填埋場水陸轉運碼頭的集裝箱裝卸點（A11）后性質發生較大變化，含水率比收集狀態上升約20%，瀝濾液pH值低至4.4，COD濃度達44765mg/L，其中，VFAs總濃度為5048mg/L，均遠低或高于其它采樣點，這與垃圾從產生后已經過2～3d的水陸運輸導致微生物對垃圾較充分的水解酸化有關.而散裝方式運輸的垃圾運達水陸轉運碼頭的散裝垃圾裝卸點（A10）后，垃圾瀝濾液中COD和VFAs濃度則明顯低于集裝箱運輸方式，顯示散裝運輸更有利的通風條件抑制了水解產物的積累.同樣，垃圾成分對瀝濾液組成也有影響.垃圾箱房（A1）主要為居民生活垃圾，其瀝濾液中有機物濃度明顯低于集貿市場垃圾箱房（A2）.垂直壓縮工藝的某垃圾中轉站集貿市場廚余垃圾卸料區（A8）的瀝濾液VFAs濃度也高于同站的混合收集生活垃圾卸料區（A7）.而垃圾收運各環節的瀝濾液NH3-N濃度則變化幅度較小（204～315mg/L），由此顯示生活垃圾在收運過程中的降解特征主要為水解酸化.

2.2 各類惡臭化合物濃度分布及優勢物質

表2 各采樣點氣體樣品中檢出的各種惡臭化合物濃度（μg/m3）Table 2 Concentrations of the odorous compounds in the gaseous samples （μg/m3）

由表2可以看出，醛酮類化合物中的乙醛、丁醛、丁烯醛為優勢化合物，VFAs中以乙酸、丙酸、異戊酸為主，醇類化合物以乙醇、丁醇為主，芳香烴類化合物以苯乙烯、甲苯、二甲苯為主，硫化物中則以硫化氫、二硫化碳為主，萜烯類化合物以D-檸檬烯、3-蒈烯為主.

2.3 收運過程中惡臭污染物總濃度和組成

通過對每類化合物的濃度平均值進行累加，得到收運過程各環節惡臭污染物的總濃度和組成，見圖3.與瀝濾液的污染物變化規律相似，垃圾收運各環節惡臭污染物的總濃度亦自前端至后端逐漸提高，其中，垃圾碼頭與其它收運環節相比有數量級上的差異.集裝箱碼頭的惡臭污染物總濃度達7440μg/m3，為總濃度最低的小壓站的30倍.而2個小壓站的總濃度（298， 207μg/m3）與居民生活垃圾收集箱房惡臭污染物的總濃度（278μg/m3）相當；但是，集貿市場垃圾收集箱房總濃度（407μg/m3）明顯高于居民區垃圾箱房，某垃圾中轉站廚余垃圾卸料壓縮區（A8）的惡臭污染物濃度也明顯高于混合收集垃圾卸料壓縮區（A7）.另一方面，大型中轉站上層卸料壓縮區的惡臭污染物濃度均高于下層中轉區的濃度，但沒有數量級的差別.

圖3 生活垃圾收運過程惡臭污染物的濃度和組成Fig.3 Concentrations and composition of the odorous compounds sampled at the collection and transportation of MSW

各取樣點氨濃度均小于檢測限200μg/m3.自垃圾收運前端至后端，醇類化合物的增加最具規律性，在收運鏈前端的垃圾箱房，其濃度為75～125μg/m3；到大型中轉站則增至121～452μg/m3；收運鏈末端垃圾碼頭的醇類化合物濃度分別為1002μg/m3（A10）和6647μg/m3（A11），較收運鏈前端上升了1到2個數量級.

VFAs和芳香烴的濃度變化則有突變性.VFAs在集裝箱碼頭（A11）處的濃度最高，為131μg/m3，而其余取樣點濃度范圍為1～31μg/m3，與集裝箱碼頭差異明顯.這與集裝箱密閉環節帶來的較高水平水解有關.

芳香烴濃度在散裝碼頭（A10）最高，達711μg/m3，遠高于其它各取樣點.原因應在于，散裝垃圾在碼頭卸載時強烈的攪拌和擾動，加快了芳香烴類化合物的揮發速率［22］.

2.4 不同收運環節的主要致臭物質

通過對每種化合物的平均濃度和嗅閾值的換算，可以得到生活垃圾收運各環節取樣點的理論惡臭濃度Cod.由圖4可以看出，在收運環節的前端，如垃圾箱房和壓縮站、中轉站，主要的致臭化合物類別為硫化物和醛酮類化合物.到收運環節的末端，如在散裝碼頭和集裝箱碼頭，主要的致臭化合物類別則為硫化物和揮發性有機酸.通過比較各點惡臭濃度可以看出，垃圾箱房和小壓站的惡臭濃度比大型中轉站要高.其中居民垃圾箱房（A1）Cod為154，集貿市場垃圾箱房（A2）Cod為310，2個小壓站的Cod分別為190（A3）和110（A4）.大型中轉站的理論惡臭濃度Cod有所下降，范圍為55到138，雖然這些點聚集的垃圾量較垃圾箱房和小壓站要大得多，但惡臭的強度卻有所減輕.推斷是由于大型壓縮中轉站采取了惡臭控制措施，例如噴霧除臭的運用.另外，大型中轉站操作管理比較到位，有專人及時清掃和保潔，限制了惡臭釋放.在收運環節的末端，散裝碼頭和集裝箱碼頭的理論惡臭濃度明顯高于前端，Cod分別為481和539.

在收運中轉環節前端的垃圾箱房、小壓站等處，主要的致臭化合物為正丁醛、二甲基三硫醚、二甲基二硫醚、甲硫醇和硫化氫.大型中轉站的主要致臭化合物與前端相似，VFA貢獻有所增加.散裝碼頭（A10）的致臭化合物主要為硫化物，其中硫化氫和甲硫醇的比例共計86.2%，其次為揮發性有機酸，丁酸和異戊酸共計5.2%.集裝箱碼頭致臭化合物主要為揮發性有機酸，丁酸、戊酸和異戊酸是主要貢獻物質，合計貢獻了總理論惡臭濃度的74.5%.

圖4 生活垃圾收運過程中Cod濃度及組成Fig.4 Theoretical odor concentrations and composition of the odorous compounds sampled at the collection and transportation points of MSW

2.5 不同收運環節的惡臭暴露下的致癌和非致癌風險評估

表3給出了本研究的12種惡臭化合物的致癌程度分級，并給出了每種惡臭化合物的SF和RfC值，用于評估致癌和非致癌風險.由于壓縮站、轉運站和垃圾碼頭有工人長時間進行操作，因此重點評估這些點工人的暴露健康風險.苯、乙醛、甲醛和苯乙烯有明確報道的致癌斜率因子，對這4種物質采用公式（3）進行致癌風險評價.致癌物也會產生非致癌風險，采用公式（5）計算全部12種物質的非致癌風險.美國EPA關于終生致癌風險以及非致癌風險都規定了標準的限值.對于終生致癌風險，當其數值小于10-6時，風險在可以接受的范圍內；當致癌風險介于10-6到10-4之間，表示存在潛在的風險；當終生致癌風險大于10-4時，表示有較大的潛在風險.對于非致癌風險，HI總＞1時，表示會對人體造成非致癌健康風險；而當HI總＜1時，則不會對人體造成傷害［23］.

圖5表示了生活垃圾轉運場所職業暴露人員的致癌風險值.從圖5可以看出，對于終生致癌風險而言，所選9個采樣點的總致癌風險均超過了10-6的可以接受范圍，表明存在潛在的致癌風險；通過對比總致癌風險值，垃圾轉運碼頭＞大型中轉站＞小型壓縮式收集中轉站，其中散裝碼頭處（A10）的致癌風險值最高，為2.64×10-5， 其次為集裝箱碼頭處（A11）的致癌風險值最高，為1.94×10-5，比前端風險值大1個數量級.生活垃圾散裝的收運方式對操作人員會造成較大的潛在致癌風險.從圖5中也可以看出，4種致癌污染物質在致癌風險構成中的比例大小.生活垃圾散裝碼頭的主要致癌物質為乙醛和苯，其余各點的主要致癌物質分別為乙醛和甲醛.

表3 致臭化合物的毒理學特性Table 3 Toxicology of the odorous compounds

圖5 以8h暴露計算的終生致癌風險指數Fig.5 Estimated lifetime cancer risks based on 8-h exposure in various locations

圖6表示生活垃圾轉運場所職業暴露人員的非致癌風險值.對于非致癌風險而言，散裝碼頭處（A10）的HI總=3.01，表明生活垃圾的散裝收運方式將對操作人員造成一定的非致癌健康風險；集裝箱碼頭處（A11）的HI總=1.22，其余所有作業點的HI總＜1，在可接受的范圍內.可見，生活垃圾散裝碼頭的職業暴露將造成裝卸工人的非致癌健康風險.從圖6中還可以看出，12種惡臭污染物質在非致癌風險構成中的比例大小，需要控制的2種主要非致癌風險化合物為丙烯醛和硫化氫.

2.6 不確定性與靈敏度分析

圖7 散裝碼頭致癌風險主要參數靈敏度比較Fig.7 Sensitivity of the parameters of cancer risks in the bulk transfer station

由于散裝碼頭的致癌風險指數和非致癌風險指數最高，因此僅對該處的數據用蒙特卡洛方法模擬，進行不確定性與靈敏度分析.參數的變化范圍：成人呼吸速率IR為（0.66±0.07） m3/h；每日暴露時間ET為（8±1） h；暴露持續頻率EF為（250±50） d/a；暴露持續時間ED為（25±5） a；人體質量BW為（65±20） kg；平均壽命AT為（70±10） a或（25±5） a［28］.

表4 散裝碼頭致癌風險概率分布結果Table 4 Monte-Carlo simulation for probabilistic distributions of cancer risks in the bulk transfer station

圖8 散裝碼頭非致癌風險概率分布及主要參數靈敏度比較Fig.8 Probability distributions of non-cancer risks and sensitivity of the parameters in the bulk transfer station

散裝碼頭的致癌風險的概率風險分布和主要參數靈敏度比較見圖7和表4.對于單一化合物的致癌風險，苯為（16.1±34.9）×10-6a-1，苯乙烯為（0.95±0.75）×10-6a-1，乙醛為（13.5±15.6）×10-6a-1，3種物質加和的致癌風險指數為（30.3±38.3）× 10-6a-1.參數靈敏度分析結果表示，化合物濃度的不確定度對風險值的影響最大，為66%～76%，其次是體重，體重越輕，致癌風險越大；對加和風險值而言，散裝碼頭處苯的不確定度對加和風險值的影響最大，為84.3%，其次為苯乙烯為15.6%.

非致癌風險的概率風險分布和主要參數靈敏度比較見圖8和表5.圖8給出了硫化氫、苯和乙醛（其余略） 的風險值以及加和風險值的數據分布和敏感參數圖.非致癌風險加和指數為（3.01±23.2）.參數靈敏度分析結果表示，化合物濃度的不確定度對風險值的影響最大，為39%～ 91%，其次是體重，體重越輕，非致癌健康風險越大.因此，提高化合物監測數據的準確性是減少惡臭物質健康風險評估不確定性的關鍵；對加和風險值而言，散裝碼頭處硫化氫的不確定度對加和非致癌風險值的影響最大，其次為乙醛.

表5 散裝碼頭非致癌風險Monte-Carlo模擬結果Table 5 Monte-Carlo simulation for probabilistic distributions of non-cancer risks in the bulk transfer station

3 結論

3.1 自生活垃圾收運環節前端至后端，惡臭污染物濃度逐步上升，末端的垃圾碼頭的污染物濃度比前端的垃圾廂房和小壓站高1～2個數量級.不同惡臭污染物類別中，醇類化合物隨著收運環節的延伸而穩定上升，揮發性有機酸和芳香烴化合物則呈階躍增加，分別在集裝箱碼頭和散裝碼頭處達到峰值（分別為131， 711μg/m3）.

3.2 生活垃圾收運環節前端（垃圾箱房、小型壓縮站和中轉站），主要的致臭化合物類別為硫化物和醛酮類化合物.收運環節末端，主要的致臭化合物為硫化物和揮發性有機酸.大型壓縮中轉站的理論惡臭濃度Cod低于垃圾箱房和小型壓縮站.在收運環節的末端，散裝碼頭和集裝箱碼頭的理論惡臭濃度Cod明顯高于前端濃度.散裝碼頭的主要致臭化合物為硫化氫和甲硫醇，Cod共計86.2%；集裝箱碼頭的主要致臭化合物為丁酸、戊酸和異戊酸，Cod共計74.5%.

3.3 通過對致臭化合物的致癌和非致癌風險評估，發現各收運環節惡臭化合物的潛在風險值均超出可接受的范圍10-6.散裝碼頭處的致癌和非致癌風險值最高，致癌風險值LCR總為2.64×10-5，生活垃圾的散裝收運方式對操作人員會造成較大的潛在致癌風險；散裝碼頭處的非致癌風險值HI總為3.01，集裝箱碼頭處的HI總為1.22，其余所有點的非致癌風險值HI總＜1，在可接受的范圍內.化合物濃度的不確定度對風險值的影響最大，提高化合物監測數據的準確性是減少惡臭物質健康風險評估不確定性的關鍵.

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Health risk assessment of exposure to odorous pollutants emitted from the transportation process of MSW.

FANG Jing-jing1，3， ZHANG Hua1，2， Lü Fan1，2， SHAO Li-ming1，2， HE Pin-jing1，2*（1.Institute of Waste Treatment and Reclamation， Tongji University， Shanghai 200092， China；2.Navy Medical Research Institute， Shanghai 200433， China；3.Centre for the Technology Research and Training on Household Waste in Small Towns and Rural Area， Ministry of Housing and Urban-Rural Development， Shanghai 200092， China）. China Environmental Science， 2015，35（3）：906～916

Seven categories of odorous pollutants released from the collection and transportation process of municipal solid waste （MSW）， including ammonia， sulfur compounds， terpenes， aromatics， alcohols， volatile fatty acids （VFAs） and carbonyls，were quantified through different analytical methods. Based on the field data， the compounds mainly causing malodour were assessed and identified. The cancer and non-cancer risk of odor exposure in the circumstance were corrsesponingly estimated by the health risk model. The uncertainties of risk value were estimated by Monte Carlo simulation.The concentration of odorous pollutants in the transfer station was one order of magnitude higher than that in the dust bin， which was closedly associated with the degradation of MSW. The concentration of alcohols increased stably with the extension of transportation chain， whereas the concentrations of VFAs and aromatics increased with fluctuation， and peaked in the bulk transfer station and in the container transfer station （131μg/m3， 711μg/m3respectively）. The major odorous compounds at the early stage of transportation were carbonyls， whereas at the end stage were sulfur compounds and VFAs.The adults' total cancer risk from odor pollution in the bulk transfer station was 2.64×10-5， whereas the total non-cancer risk was 3.01in the bulk transfer sstation and 1.22in the container transfer station， which was closed to or exceeded the maximum acceptable risk levels recommended by US EPA. The risk values in the other transportation points were within the acceptable range.

municipal solid waste （MSW）；transportation process；odor；pollution characteristics；health risk assessment

X705

A

1000-6923（2015）03-0906-11

方晶晶（1978-），女，湖北枝江人，助理研究員，博士，主要從事職業衛生防護、非金屬材料毒性評估、有害氣體檢測與控制技術研究.發表論文30余篇.

2014-06-06

國家“973”項目（2012CB719801）；“十二五”村鎮建設領域科技計劃課題（2014BAL02B04-3）；上海市“科技創新行動計劃”技術標準項目（14DZ0501500）；同濟大學污染控制與資源化研究國家重點實驗室開放課題（NO.PCRRF14005）

* 責任作者， 教授， solidwaste@tongji.edu.cn