祁光霞，张 希，张思梦，巴德康，昝家兴，王 伟

（1.北京工商大学环境科学与工程系，北京 100048；2.固体废物处理与环境安全教育部重点实验室（清华大学），北京 100084；3.北京市集中生物燃气利用工程技术研究中心（清华大学），北京 100084）

国外生活垃圾焚烧处理技术出现过一些环境安全事件（如20世纪90年代中期，日本厚木市Enviro-Tech垃圾焚烧厂的二恶英严重违规排放）［1］，导致公众对焚烧技术持一种恐慌、怀疑甚至强烈反对的态度。菲律宾政府迫于民众的压力于1999年通过《菲律宾清洁空气法案》，严格禁止城市生活垃圾、医疗垃圾和有毒废物采用任何形式的焚烧技术。北京市海淀区的六里屯生活垃圾焚烧厂的选址在2007年曾遭到居民强烈反对，甚至成为两会提案建议另外选址。焚烧厂新建选址及其困难的原因在于焚烧厂主要通过烟气向大气中排放众多的有毒有机污染物，其中备受公众关注的是二恶英类物质（dioxins，以下简称二恶英），包括多氯代二苯并二恶英（PCDDs）和多氯代二苯并呋喃（PCDFs）2类，对人体健康危害大。为了切实保障人群健康，与公众实现有效沟通以及为环境决策和法规的制定提供科学依据，需要定量计算在确定暴露途径下的人群健康风险水平，即焚烧点源周边的人体健康风险评价（health risk assessment）问题，由此产生了ISCST3、APC3、AERMOD、CMAQ等一系列的空气扩散和沉降模型［2-3］，国内外研究者开展了诸多实际案例研究［4-12］。鉴于当前公众对该方法学的认识和了解不够，笔者拟简要介绍焚烧厂周边地区人体健康风险评价的基本方法学和大致步骤。

1 焚烧厂中二恶英的来源和归趋

目前，焚烧厂中二恶英的源主要是成分复杂的混合生活垃圾，以焚烧烟气、飞灰和残渣形式排放。其中，焚烧飞灰主要产生于烟气过滤设备，残渣为焚烧炉底部不能完全燃烧的固体物质。焚烧飞灰和残渣一般进入填埋场进行最终安全处置，因而经处理后直接排放进入大气中的焚烧烟气二恶英受到重点关注。焚烧烟气的二恶英一旦释放至环境，将通过多介质传输路径散布于水体、大气和土壤中［13］。多介质传输路径一般为：焚烧厂排放烟气中的二恶英以气态和吸附于颗粒表面的固态形式散布至环境中，再经干、湿沉降迁移至土壤、地表水和农作物表面。土壤二恶英经径流从陆地转移到水体，在水体中又以液相和吸附于沉积物表面的固相存在，最终通过食物链在水生生物中富集（见图1）。

图1 焚烧厂点源排放二恶英的人群暴露概念模型

2 焚烧厂周边人群健康风险评价的总体思路

根据烟气监测数据，首先采用美国环保署ISCST3大气扩散/沉降模型进行焚烧厂周边二恶英气相和颗粒相浓度分布的模拟。然后根据各种相关的暴露途径，在具体的暴露场景下，采用不同模型确定大气、土壤、水体等环境介质和植物、动物等生物介质中的二恶英浓度水平。在此基础上，计算人群二恶英的日摄入量，包括经口摄入农产品、家畜、鱼、奶、土壤和水等产生的摄入量，皮肤接触土壤和水的摄入量以及直接吸入二恶英的量，最终评价个体和人群的总体暴露水平，并给出模型的不确定性分析结果（见图2）。

图2 焚烧厂周边人体健康风险评价总体思路

3 健康风险评价的具体方法步骤

焚烧排放的二恶英将影响空气、土壤和食物，这直接构成了二恶英的潜在多途径暴露（见图3）。焚烧厂周边的植物和动物受烟气排放二恶英影响，进而通过食物链进入人体。焚烧点源排放二恶英的主要暴露途径如下：食物摄入、土壤摄入、皮肤暴露、悬浮污染粉尘的吸入、地下水的暴露、地下水暴露途径、集中式降雨的暴露。哺乳期婴儿主要考虑母乳暴露途径。

图3 焚烧厂周边人体暴露途径汇总

3.1 二恶英浓度分布模拟

大气扩散和沉降模型的目标有2个：①确定大气中污染物颗粒的浓度以及颗粒物的干/湿沉降通量；②确定二恶英在周边大气中的气态浓度。

工业污染源复合模式（Industrial Source ComplexModel，ISC）是美国推荐的模拟工业源大气污染物扩散和沉降的法规模型，该模型以高斯扩散理论为基础，采用一系列的微分和代数表达式来模拟污染物在大气中的物理和化学过程，计算污染物的迁移和沉降量，在美国和中国台湾地区广泛使用。

ISC模型分为长期扩散模型（ISCLT） 和短期扩散模型（ISCST），可针对不同需要来计算污染物浓度和沉降量，其中ISCST模型适用于点源、面源、体源等各种形式污染源在稳定状态下的高斯烟流模式。

ISCST3点源模型针对一连续排放稳定污染源，计算在其下风向x（m）和侧向距离y（m）处的二恶英浓度分布的基本方程式为：

式中：X为周边空气中二恶英浓度，μg/m3；Q为焚烧点源污染物的排放速率，g/s；K为单位转换系数；V为高斯烟流垂直方向的分布系数，无量纲；D为污染物衰减系数，无量纲；U为排放口的平均风速，m/s；σy、σz为侧风向及垂直风向扩散系数，m；y为污染源到目标点的侧风向距离，m。

3.2 土壤介质二恶英浓度

土壤二恶英浓度的累积一般是焚烧厂连续排放二恶英的扩散、沉降与土壤中二恶英损失综合作用的结果。土壤中二恶英损失受多种因素的影响，包括浸出、非生物和生物降解、挥发、土壤风蚀和地表径流（见图4）。土壤中二恶英浓度计算的关键假设和限制条件如下：①土壤背景浓度和天然的二恶英污染碎石循环不列入考虑范围；②痕量金属假设在土壤表层一直存在；③不考虑同时发生的二恶英损失；④有机污染物的降解是一级反应；⑤二恶英若与土壤结合，则结合深度为20 cm（密度2 700 mg/hm2）。

图4 土壤中污染物来源以及对人体产生的暴露途径

土壤中二恶英累积浓度（不是初始总浓度）计算考虑干湿沉降速率、通过扩散进入土壤的通量和土壤损失常数，公式如下：

式中：Cs为总时段内发生沉降后土壤二恶英浓度，μg/g；Dyd为每年二恶英的土壤干沉降速率，g/（m2·a）；Dyw为每年二恶英的土壤湿沉降速率，g/（m2·a）；LDIF为二恶英迁移进入土壤的大气通量，g/（m2·a）；ks为土壤损失常数，a-1；tD为沉降发生的总时间，a；Zs为土壤混合深度，cm；BD为土壤密度，g/cm3。

3.3 二次悬浮粉尘的二恶英排放

若粉尘悬浮对人体产生的暴露影响不可忽略（大气二恶英浓度＞1%烟囱排放浓度），则应该将产生粉尘的诸多源作为研究域源数据输入大气扩散模型将其转化为焚烧厂的排放。

风险评价关于粉尘悬浮的二恶英排放有以下关键假设：①悬浮颗粒可通过直接呼入和沉降到土壤、植物和地表水等间接方式对人体暴露产生贡献；②只有经过传输的粉尘对人群构成暴露；③仅考虑粉尘浓度显著情况。

对受体人群健康产生重要影响的相关源主要是农业粉尘和交通粉尘，其中农业粉尘主要来源于农用土壤风力侵蚀和开垦耕作带来的土壤二次悬浮，交通粉尘主要来源于未铺柏油的道路和简单铺砌道路粉尘的二次悬浮。

农业粉尘带来的农业地区二恶英排放根据以下公式确定：

式中：EC为土壤中粉尘二恶英排放通量，g/（m2·s）；Ed为粉尘排放速率，g/（m2·s）；ER为富集因子；Cs为土壤中二恶英浓度，μg/g。

交通粉尘悬浮带来的二恶英排放根据以下公式确定：

式中：ECV为交通粉尘的二恶英排放通量，g/s；EuV为在铺砌道路上行驶带来的粉尘年排放，g/km；AR为道路面积，m2；TC为铺砌道路的日交通量，辆/d；Cs为土壤中的二恶英浓度，μg/g；3.153 6×107为时间单位换算因子，s/a。

值得注意的是，颗粒粒径影响其沉降速率：＞1.0 μm颗粒沉降较快，将会更多地通过沉降到土壤、植物和地表水对人体构成间接暴露，而0.1～1.0 μm细颗粒可在大气中长时间悬浮，更主要的通过直接呼入方式对人体产生暴露，因而研究二次悬浮颗粒的粒径分布是必要的。

3.4 通过陆地食物链产生的人体暴露

陆地生态系统食物链涉及动物消费的植物、人群消费的动植物。植物直接从土壤或者大气中摄取二恶英，动物通过食用植物或者呼吸摄入二恶英（见图5）。对陆地生态系统食物链的一般假设如下：①源强在整个暴露时间里都是恒定的；②植物中的二恶英浓度为焚烧源排放迁移到植物生长地的沉降和根部吸收的双重结果；③动物主要考虑摄取受污染植物和吸入土壤，忽略饮水和呼吸的暴露贡献。

图5 陆地生态食物链二恶英暴露的一般概念模型

人体日摄入量的计算考虑陆生植物和动物的摄入，而这要以植物和动物组织器官中二恶英的浓度确定为前提，植物中二恶英的浓度计算主要考虑3方面：①根吸收富集的二恶英浓度Pr1；②颗粒物沉降贡献的二恶英Pd1；③气相二恶英沉降的浓度贡献Pv1。植物中二恶英浓度是以上三者产生浓度的叠加。动物组织器官中二恶英浓度计算是根据摄取的植物和土壤中二恶英的量，经过二恶英在组织器官中的生物富集浓度或生物迁移因子进行校核得到，植物和动物计算公式依次为：

式中：Aj为第j种动物组织器官中的二恶英浓度，mg/kg；Pij为第j种动物摄取的第i种植物中二恶英浓度，mg/kg；Qpij为第j种动物对第i种植物的日摄入量，kg/d；Fij为第j种动物食用的第i种植物中生长于污染土壤的部分所占的比例，无量纲；Cs为土壤二恶英浓度，mg/kg；Qsj为第j种动物的土壤日摄入量，kg/d；Bs为二恶英在土壤介质相对于植物介质的可生物利用性，无量纲；Baj为第j种动物组织的二恶英生物迁移因子，mg/kg或mg/d。

根据人群对陆生食物消费速率，扣除烹调对食物中污染物浓度的影响，分别计算受污染植物的污染物日摄入量和动物组织器官的污染物日摄入量，最后选择合适的陆地生物食物链的模型模拟陆生食物链产生的人体暴露。

3.5 水体污染物浓度和暴露

焚烧点源排放对水体的影响考虑水相和底泥中二恶英浓度，其中前者分为溶解性二恶英、吸附到悬浮底泥的二恶英2类。底泥二恶英浓度分为毛细孔水溶解性二恶英和吸附到底泥的二恶英2类（见图6）。风险评价模型主要考虑以4种方式进入水体的二恶英：①吸附在受侵蚀土壤上而进入水体；②溶解在流动水体中；③颗粒物包裹的污染物直接沉降；④气相污染物直接扩散进入水体。

图6 水体和底泥二恶英平衡条件示意

对于各种介质二恶英浓度计算，可参考文献[18]，这里不再赘述，最终得到水中浓度为：

式中：Cw为水中二恶英浓度，μg/kg；Cdepw为由于沉降进入水体的二恶英浓度，μg/kg；DEP为沉降量，μg/（m2·d）；SA为水体表面积，m2；WV为水体体积，kg；VC为每年体积变化量，a-1。

水体中生物主要考虑鱼类，鱼肉中二恶英浓度计算公式为：

式中：Cf为鱼肉浓度，μg/kg；Cw为水中污染物浓度；BCF为二恶英富集因子，1.9×104。

人通过饮水产生的风险仅考虑焚烧源排放产生的风险，二恶英背景浓度不列入日摄入量计算公式里，而主要考虑日摄入量的最大可能值，其计算公式如下：

式中：DI为水体二恶英日摄入量；Cw为水体二恶英浓度，mg/L；CRw为饮水速率，L/d；BW为人体质量，kg。

人体皮肤接触水产生的日暴露为：

式中：DDIw为皮肤对水中二恶英的日吸收量，mg/（kg·d）；Devent为每个活动的皮肤吸收剂量，mg/（cm2·event）；As为接触的皮肤表面积，cm2；EV为活动频率，events/d；EF为暴露频率，d/a；BW为人体质量，kg。

人体通过食用鱼产生的日暴露计算公式为：

式中：DIf为人食用鱼对二恶英的日摄入量，mg/（kg·d）；Wc为水中二恶英浓度，mg/L；BAFi为第i种营养水平下的鱼的生物富集因子，L/kg；DIfi为第i种水体营养水平下人对当地鱼的消费速率，kg/d。

4 结论

健康风险评价的任务是通过确定的污染物暴露途径计算健康风险的概率水平，为了克服在定量分析中出现的一系列不确定性，风险评价采用“保守”估计的方法偏高估计人群暴露产生的健康风险，以此保证公众健康，主要为决策和法规的制定提供指导。

关于风险评价的方法学，是一个阶梯性逐步推进的过程，包括污染物排放数学模型的确定，污染物迁移以及在环境中的转化过程描述，人群暴露和最终产生的健康危害概率大小评估，每个过程都充满了一定不确定性，如，对污染物（二恶英）排放水平定量、在环境中的迁移和转化路径存在不确定性，由此确定的人群暴露风险也就不确定。风险评价的一个主要问题是现今很多化学物质的毒理学信息缺乏，其产生的健康危害仍不明晰，即便是研究最多的二恶英仍存在很多未知。然而，风险评价很大程度上依赖于毒理学数据评估其健康影响，导致其得到的结果遭到周边暴露人群的质疑。此外，风险评价主要评估成年人群的暴露风险，忽略了对胎儿和青少年这类高敏感群体的潜在更大影响的评价。

另外，关于焚烧厂的风险评价，目前关注其中确知排放的一种或几种物质（尤其二恶英和重金属）的单独影响，并未考虑复合污染物的联合毒理效应，这方面的改进需要将来一系列的基础研究数据作为支撑。

综上所述，健康风险评价方法固有的不确定性，对污染物在环境迁移转化过程的研究过于简化，以及各种保险系数和阈值选取的主观性，使人们对风险评价能否对人群健康起到保护作用产生质疑。因此，需要针对污染物在环境的迁移转化和联合毒理效应等开展基础研究，为其改进提供科学数据支撑，以便更好地保障人群健康。

［1］ 刘红梅.城市生活垃圾焚烧厂周围环境介质中二恶英分布规律及健康风险评估研究［D］.上海:同济大学，2013.

［2］ Floret N，Viel J F，Lucot E，et al.Dispersion modeling as a dioxin exposure indicator in the vicinity of a municipal solid waste incinerator：A validation study［J］.Environ Sci Technol，2006，40：2149-2155.

［3］ 李煜婷，金宜英，刘富强.AERMOD模型模拟城市生活垃圾焚烧厂二恶英类物质扩散迁移［J］.中国环境科学，2013，33（6）：985-992.

［4］ Domingo J L，Rovira J，Vilavert L，et al.Health risks for the population living in the vicinity of an integrated waste management facility：Screening environmental pollutants［J］.Sci Total Environ，2015，518/519：363-370.

［5］ Reis M F.Solid waste incinerators：Health impacts［M］.Reference Module in Earth Systems and Environmental Sciences.2011.

［6］ Lee S J，Choi S D，Jin G Z，et al.Assessment of PCDD/F risk after implementation of emission reduction at a MSWI［J］.Chemosphere，2007，68：856-863.

［7］ Shih S I，Wang Y F，Chang J E，et al.Comparisons of levels of polychlorinated dibenzo-dioxins/dibenzofurans in the surrounding environment and workplace of two municipal solid waste incinerators［J］.J Hazard Mater，2007，B137：1817-1830.

［8］ Cok I，Donmez M K，Satiroglu M H，et al.Concentration of polychlorinated dibenzo-p-dioxins，polychlorinated dibenzofurans and dioxin-like PCBs in human adipose tissue from Turkish men［J］.Chemosphere，2006，66：1955-1961.

［9］ Leem J H，Lee D S，Kim J.Risk factors affecting blood PCDDs and PCDFs in Residents living near an industrial incinerator in Korea［J］.Arch Environ Con Tox，2005，51（3）：478-484.

［10］ Schuhmacher M，Domingo J L.Long-term study of environmental levels of dioxins and furans in the vicinity of a municipal solid waste incinerator［J］.Environ Int，2005，32：397-404.

［11］ Arfi C，Seta N，Fraisse D，et al.Dioxins in adipose tissue of non-occupationally exposed persons in France：Correlation with individual food exposure［J］.Chemosphere，2001，44：1347-1352.

［12］ Roberts R J，Chen M F.Waste incineration-how big is the health risk?A quantitative method to allow comparison with other health risks［J］.J Public Health，2006，28（3）：261-266.

［13］ National Center for Environmental Assessment，U.S.Environmental Protection Agency.Methodology for assessing health risks associated with multiple pathways of exposure to combustor emissions：EPA 600/R-98/137［S］.1998.