基于反演模型的焦爐無組織苯并[a]芘排放因子研究

伯 鑫,李時蓓,吳忠祥,李重陽,商國棟,任 昊,周北海

?

基于反演模型的焦爐無組織苯并[a]芘排放因子研究

伯 鑫1,2,李時蓓2,吳忠祥3,李重陽4,商國棟5,任 昊6,周北海1*

(1.北京科技大學土木與環境工程學院,北京 100083；2.環境保護部環境工程評估中心,北京 100012；3.Exponent,Maynard, Massachusetts, USA 01754；4.北京市環境保護科學研究院,北京 100037；5.清華大學環境學院,北京 100084；6.西南交通大學,四川 成都 610000)

由于焦爐無組織苯并[a]芘排放因子難以測量,導致了焦爐苯并[a]芘大氣污染研究存在一定的不確定性.針對上述問題,本研究根據1999年~2003年上海某焦化廠的產量、空氣質量監測等數據,建立了基于AERMOD(AMS/EPA REGULATORY MODEL)模型反演苯并[a]芘排放因子的方法.結果顯示,企業周邊3個監測點年平均濃度結果分別為0.033,0.0024,0.0031μg/m3,均超過了2012年頒布的環境空氣質量標準,通過AERMOD模型反演得到該焦化廠苯并[a]芘平均排放因子為14.71mg/t焦煤, 苯并[a]芘預測濃度超標面積125km2,超標區域主要集中在焦化廠周圍,超標焦爐苯并[a]芘防護距離為6300m.

排放因子；苯并[a]芘；焦爐；反演模型；AERMOD

焦爐煉焦無組織排放過程(裝煤、推焦、熄焦、爐頂泄漏、爐門泄漏等)中可產生大量萘、蒽、芘等多環芳烴物質(PAHs),其中苯并[a]芘(BAP)具有較強毒性和致癌作用.2003年中國排放PAHs約25300t,其中焦化行業貢獻了其中的16%[1-6].

目前國內外針對大氣中PAHs以及BAP的研究主要集中在PAHs形成機理、BAP降解反應、人體健康等方面[7-16],關于BAP排放因子的研究較少.本研究在調研2003~2012年國家級審批環境影響評價報告書等資料時發現,由于在焦爐BAP無組織排放因子的確定方面缺少實驗數據和權威參數,使得不同研究機構在開展相關研究時,采用的排放因子存在較大差異(0.37~30mg/t焦煤)[17-18].美國環境保護署發布的排放因子手冊AP-42中,無組織BAP排放因子僅考慮推焦過程(0.25~1.36mg/t焦煤)[19],缺少裝煤、

泄漏等其他生產過程的排放因子,此外AP-42中測定無組織BAP排放因子也存在數據時效性不足、可靠性較差等問題.針對養殖場惡臭、養殖場H2S、石油煉制企業VOCs等無組織排放因子[20-25],國內外研究者多采用反演建模來計算相關因子.本研究采用反演建模來獲取焦化廠無組織BAP排放因子在國內尚屬首次,對我國焦爐BAP大氣污染治理、大氣環境防護距離、人體健康等研究有著重要的意義.

本研究以上海某焦化廠為例,根據1999年~ 2003年焦炭產量數據、環境空氣監測數據、氣象數據等,建立了基于AERMOD擴散模式來反演焦爐BAP無組織排放因子的計算方法,并在此基礎上討論了焦爐BAP大氣環境防護距離.

1 材料與方法

1.1 研究區域與對象

該焦化廠屬上海某鋼鐵聯合企業(離長江僅200m),有12座6m3大容積焦爐,包括4座新日鐵M型焦爐(設計產干全焦171萬t/a)、4座JN60-87型焦爐(設計產干全焦178萬t/a)、4座JNX60-2型焦爐(設計產干全焦171萬t/a).所有焦爐均采用干法熄焦并配備相應的除塵設施.裝煤孔蓋采用密封結構,裝煤及推焦時產生的煙塵送地面除塵凈化站凈化后排放.

由于該鋼鐵廠高爐噴煤率不斷提高,焦炭用量逐年降低,故1999~2002年期間該焦化廠的生產能力未完全利用(以90%低開工率生產).2002年開始,由于世界經濟對鋼材需求的增加,該企業焦爐逐步恢復到設計產能,2003年生產焦炭508萬t,位居中國焦化企業榜首.1999~2003年各年焦炭產量分別為384,422,397,466,508萬t.焦化廠(A)與3個BAP監測點(B、C、D)距離分別為270, 2090,4070m,見圖1.

1.2 BAP監測數據

監測點B、C采樣時間從1999年一季度持續到2003年三季度,監測點D從1999年第二季度開始持續到2003年第三季度.所有監測點均采用大流量采樣器,每季度采樣5次,每次采樣持續24h,最后取其平均值作為該季度的平均濃度.

1.3 反演建模方法

本研究采用反演模型來推算焦爐BAP無組織排放因子,主要步驟如下:

(1)計算1999年1月~2003年3月期間,焦爐周邊3個監測點BAP的季節平均監測濃度;

(2)假設焦爐BAP無組織排放量為定值,采用AERMOD擴散模型預測監測點BAP季平均濃度;

(3)采用監測值、預測值、焦炭產量(公式1)來計算焦爐BAP無組織排放因子.

1.4 模型參數

本研究采用AERMOD作為大氣擴散模型,AERMOD是美國環保署和中國環境保護部推薦的法規模式之一[26],可用于多種排放源(包括點源、面源、體源)的擴散模擬[27].

本研究采用的AERMOD版本號為12345,建模過程按如下假設考慮:1)污染物不考慮化學反應;2)地形為平坦地形;3)由于每4個焦爐排放在一起,本次源強設為3個體源,單個體源長寬為450m×30m,排放高度按爐頂高度測算為15m,假設每個體源BAP排放量為1t/a,反演模擬3個監測點的BAP季平均濃度.

地面、高空氣象數據均來自上海氣象觀測站的逐小時數據(1999~2003年),該觀測站距焦化廠6km,可較好代表項目所在地的氣象條件.

地表參數見表1,由于焦化廠位于長江與主城區之間,故地表參數需綜合考慮水面和城市等影響.

表1 地表參數Table 1 Surface parameters

2 結果與討論

2.1 BAP監測濃度結果

各監測點1999~2003年B、C、D年平均濃度結果分別為0.033,0.0024,0.0031μg/m3(圖2),均超過了2012年頒布的環境空氣質量標準要求(0.001μg/m3)[28].因為BAP污染主要來自焦化廠(A)12座焦爐大氣排放,B監測點BAP年均濃度明顯高于C和D,D監測點BAP年均濃度均略高于C監測點,分析原因可能是D位于居民生活區,所受BAP污染不只與焦爐生產有關,還受到周邊生活源、機動車尾氣的影響[29].說明環境中可能存在其他BAP排放源產生干擾作用.

2.2 BAP無組織排放因子

根據前文的排放因子計算公式,每條數據可計算得出一個排放因子.經計算焦爐BAP排放因子均值為14.71mg/t焦,中值為12.03mg/t焦煤,標準差為12.08mg/t焦煤.為比較不同季節、不同年份排放因子的差異,分別對上述排放因子進行統計分析(圖3).結果顯示不同季度的排放因子差異較小,不同年度的排放因子差異較為明顯.

該焦化廠在2002年之前生產能力未完全發揮,2003年后恢復到設計產能,故排放因子的年度差異較大.根據不同年份的比較分析結果來看,1999~2002年焦爐BAP排放因子有著逐年增大的趨勢,2003年排放因子最小,結合該企業生產狀況分析原因,發現2003年國內煉焦煤緊缺,該焦化廠采用了一部分進口煤(102萬t,主要來自澳大利亞),煤種的變化以及運行效率的提高(2003年焦化廠已恢復到設計工況)是2003年排放因子變小的重要原因.

2.3 防護距離

以排放因子14.71mg/t焦煤計算了1999~ 2003年焦爐無組織BAP排放量,并采用AEMROD模式模擬以焦化廠為中心的50km× 50km范圍內的BAP污染濃度. BAP全時段平均濃度(1999~2003年)見圖4,結果顯示BAP年均濃度超標面積為125km2,超標區域主要集中在焦化廠周圍,這與焦爐無組織排放高度較低有關.相關研究結果也表明焦化廠周圍空氣PAHs濃度較高[30-31],對焦化工人身體健康產生了較為嚴重的威脅.本研究提出了結合AERMOD計算防護距離的方法,根據預測的BAP年均超標區域的面積()來折算等效半徑()(標準參考環境空氣質量標準要求設為0.001μg/m3),等效半徑公式如下:π2=[32].

從模擬的結果來看,AERMOD預測濃度隨著與焦爐距離的增加而減小,這與實際監測濃度趨勢較為一致,根據等效半徑折算得到的該企業的環境防護距離為6300m,而根據現行《煉焦業衛生防護距離》規定該焦爐防護距離僅為1000m[34],這說明使用逆向建模推算有助于獲得焦爐無組織BAP排放因子的真實情況,對科學地進行環境影響評價有著一定的參考意義.

3 結論

3.1 各監測點BAP年均濃度范圍在0.0024~ 0.033μg/m3之間,濃度隨著與焦爐距離的增加而減小,所有監測點年均濃度均超過了2012年發布的環境空氣質量標準.

3.2 基于反演模型計算獲取了焦爐無組織排放BAP排放因子為(14.71±12.08)mg/t焦煤,數據質量、數據時效性均比美國AP-42要好.該因子對評估國內焦化廠大氣污染、開展焦化排放清單等研究[33]有一定參考價值.

3.3 基于14.71mg/t焦煤的排放因子,采用AEMROD模式模擬的BAP濃度與周邊監測點數據趨勢基本一致,通過等效半徑折算出防護距離為6300m.

[1] Shimizu Y, Nakatsuru Y, Ichinose M, et al. Benzo [a] pyrene carcinogenicity is lost in mice lacking the aryl hydrocarbon receptor [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2000, 97(2): 779-782

[2] Denissenko M F, Pao A, Tang M, et al. Preferential formation of benzo [a] pyrene adducts at lung cancer mutational hotspots in P53 [J]. Science, 1996,274(5286):430-432.

[3] 伯 鑫,王 剛,溫 柔,等.焦爐排放多環芳烴與人體健康風險評價研究 [J]. 環境科學, 2014,35(7):2742-2747.

[4] 孟慶波.中國焦化行業發展成就及對鋼鐵行業發展的支撐[C]//第八屆(2011)中國鋼鐵年會論文集(大會報告與分會場特邀報告).北京:冶金工業, 2011:65-73.

[5] 何興舟.室內燃煤空氣污染與肺癌及遺傳易感性——宣威肺癌病因學研究22年 [J]. 實用腫瘤雜志, 2001,16(06):369-370.

[6] 蔣義國,陳家堃,陳學敏.苯并(a)芘代謝物反式二羥環氧苯并芘誘發人支氣管上皮細胞惡性轉化 [J]. 衛生研究, 2001,30(3): 129-131.

[7] Xu S, Liu W, Tao S. Emission of polycyclic aromatic hydrocarbons in China [J]. Environmental Science & Technology, 2006,40(3):702-708.

[8] Zhang Q Z, Gao R, Xu F, et al. Role of Water Molecule in the Gas-Phase Formation Process of Nitrated Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in the Atmosphere: A Computational Study [J]. Environmental Science & Technology, 2014,48(9):5051?5057.

[9] Dang J, Shi X L, Hu J T, et al. Mechanistic and kinetic studies on OH-initiated atmospheric oxidation degradation of benzo[a] pyrene in the presence of O2and NO[J]. Chemosphere, 2015, 119(2015):387-393.

[10] Brown R J C, Brown A S. Assessment of the effect of degradation by atmospheric gaseous oxidants on measured annual average benzo [a] pyrene mass concentrations [J]. Chemosphere, 2013, 90(2):417-422.

[11] Zhang Y X, Tao S, Shen H Z, et al. Inhalation exposure to ambient polycyclic aromatic hydrocarbons and lung cancer risk of Chinese population [J]. Proc. Natl. Acad. Sci. U.S.A., 2009, 106(50):21063-21067.

[12] 牟 玲,彭 林,劉效峰,等.機械煉焦過程生成飛灰中多環芳烴分布特征研究 [J]. 環境科學, 2013,34(3):1156-1160.

[13] 段菁春,畢新慧,譚吉華,等.廣州灰霾期大氣顆粒物中多環芳烴粒徑的分布 [J]. 中國環境科學, 2006,26(1):6-10.

[14] 牛紅云,王 薈,王格慧,等.南京大氣氣溶膠中多環芳烴源識別及污染評價 [J]. 中國環境科學, 2005,25(5):544-548.

[15] 陳 剛,周瀟雨,吳建會,等.成都市冬季PM2.5中多環芳烴的源解析與毒性源解析 [J]. 中國環境科學, 2015,35(10):3150-3156.

[16] 王 超,張霖琳,刀 谞,等.京津冀地區城市空氣顆粒物中多環芳烴的污染特征及來源 [J]. 中國環境科學, 2015,35(1):1-6.

[17] Mu L, Peng L, Cao J, et al. Emissions of polycyclic aromatic hydrocarbons from coking industries in China [J]. Particuology, 2013,11(1):86-93.

[18] 易海濤.關于焦爐大氣環境影響評價的若干問題 [J]. 環境保護, 2012,Z1:45.

[19] U.S.EPA. Emission Factor Documentation for AP-42 [Z]. Section 12.2:2008.

[20] O’Shaughnessy P T, Altmaier R. Use of AERMOD to determine a hydrogen sulfide emission factor for swine operations by inverse modeling [J]. Atmospheric Environment, 2011,45(27):4617- 4625.

[21] Flesch T K, Wilson J D, Harper L A, et al. Estimating gas emissions from a farm with an inverse-dispersion technique [J]. Atmospheric Environment, 2005,39(27):4863-4874.

[22] Bonifacio H F, Maghirang R G, Auvermann B W, et al. Particulate matter emission rates from beef cattle feedlots in Kansas— Reverse dispersion modeling [J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 2012,62(3):350-361.

[23] Bonifacio H F, Maghirang R G, Razote E B, et al. Comparison of AERMOD and WindTrax dispersion models in determining PM10emission rates from a beef cattle feedlot [J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 2013,63(5):545-556.

[24] 呂兆豐,魏 巍,楊 干,等.某石油煉制企業VOCs排放源強反演研究 [J]. 中國環境科學, 2015,35(10):2958-2963.

[25] 趙東風,張 鵬,戚麗霞,等.地面濃度反推法計算石化企業無組織排放源強 [J]. 化工環保, 2013,33(1):71-75.

[26] HJ2.2-2008 環境影響評價技術導則 [S].

[27] EPA(USA). User ’s guide for the AERMODUG, EPA (USA) document [R]. North Carolina : U. S. Environmental Protection Agency, Office of Air Quality Planning and Standards.

[28] GB 3095-2012 環境空氣質量標準 [S].

[29] 錢 華,伏晴艷,馬伯文,等.上海市環境空氣中多環芳烴與苯并[a]芘的監測分析 [J]. 上海環境科學, 2003,22(11):779-784+847.

[30] 王 靜,朱利中,沈學優.某焦化廠空氣中PAHs的污染現狀及健康風險評價 [J]. 環境科學, 2003,24(1):136-138.

[31] 李鵬賓,嚴 瓊,曹 民.某焦化廠氣態和顆粒物中多環芳烴水平和成分譜特征分析 [J]. 中國職業醫學, 2010,37(3):211-213.

[32] 伯 鑫,張 玲,劉 夢,等.復雜地形下確定鋼鐵聯合企業防護距離研究 [J]. 環境工程, 2011,29(S1):298-302.

[33] 伯 鑫,趙春麗,吳 鐵,等.京津冀地區鋼鐵行業高時空分辨率排放清單方法研究 [J]. 中國環境科學, 2015,35(8):2554-2560.

[34] GB 11661~2012 煉焦業衛生防護距離 [S].

* 責任作者, 教授, zhoubeihai@sina.com

Determination of benzo(a)pyrene emission factor using inverse model

BO Xin1,2, LI Shi-bei2, WU Zhong-xiang3, LI Chong-yang4, SHANG Guo-dong5, REN Hao6, ZHOU Bei-hai1*

(1.Civil and Environmental Engineering School, University of Science and Technology Beijing, Beijing 100083, China；2.The Appraisal Center for Environment and Engineering, Ministry of Environmental Protection, Beijing 100012, China；3.Exponent, Maynard, Massachusetts, USA 01754；4.Beijing Municipal Research Institute of Environmental Protection, Beijing 100037, China；5.School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China；6.Southwest Jiaotong University, Chengdu 610000, China)., 2016,36(5)：1340~1344

Since it is difficult to measure BAP unorganized emissions directly from coke ovens, a large uncertainty exists in related studies. So with the observation data and production capacity of a coke plant in Shanghai from 1999 to 2003, we used an inverse model based on AERMOD (AMS/EPA REGULATORY MODEL) to estimate the BAP emission factor. The results show that annual concentration of three monitoring stations near this plant are 0.033,0.0024,0.0031μg/m3, all exceeded the standard. The unorganized emission factor from this study was 14.71mg/tcoke, The area where BAP concentration exceeded the standard was 125km2surrounding the coke plant and the atmospheric environment protection zone should be set to 6300m.

emission factor；benzo(a) pyrene；coke plant；inverse modeling；AERMOD

X512

A

1000-6923(2016)05-1340-05

伯 鑫(1983-),男,山東煙臺人,博士,主要研究方向為排放清單以及大氣污染模擬.發表論文30余篇.

2015-10-10

環境保護部基金課題(1441402450017-2)