燃煤电厂周边地区积尘重金属污染特征与健康风险评价*

陈 耿，刘 军，杨立辉，柯钊跃

(广东省环境监测中心，广东 广州 510308)

燃煤电厂周边地区积尘重金属污染特征与健康风险评价*

陈 耿，刘 军，杨立辉，柯钊跃

(广东省环境监测中心，广东 广州 510308)

对广东某燃煤电厂周边地区的民宅积尘和土壤中重金属含量进行测定，分析重金属的污染特征和分布规律，并应用美国EPA健康风险评价模型对积尘重金属进行健康风险评价。结果表明，研究区域积尘重金属污染较重，含量表现为Zn>Mn>Pb>Cu>Cr>As>Cd>Hg，均不同程度高于土壤中的含量。积尘中Zn、Pb、Cd、Cu受到的人为污染较明显，主要为工业源和交通源影响；As、Hg、Mn受到的人为污染不明显。积尘重金属的空间分布受电厂排放烟尘的影响明显，内梅罗指数与当地风向风频有明显相关性，并随着与电厂距离的增加而减小；积尘中Pb、Zn、Hg含量呈现随着与电厂距离增加而减小的趋势。研究区域儿童潜在的健康风险明显高于成人，不同元素非致癌风险排序为Pb>Mn>Cr>As>Zn>Cu>Hg>Cd，致癌风险排序为As>Cr>Pb>Cd。Pb对儿童存在非致癌风险，需要引起重视；其它元素对儿童的非致癌风险较小，成人的非致癌风险可忽略。各元素的致癌风险均在可接受范围，不会对儿童和成人造成致癌危害。

燃煤电厂；积尘；重金属；污染特征；健康风险

煤是我国最主要的能源，2012年我国燃煤电厂耗煤量为17.4亿t，占煤炭消耗总量的49.3%[1]。煤中所含的Hg、Pb、As、Cr、Cd等痕量重金属在燃烧过程中会部分或全部挥发成气态[2-4]，富集在细颗粒物表面随废气排放[5]。燃煤重金属的排放量巨大，Nraigu[6]测算出燃煤电厂排放的痕量金属占人为源的贡献率为As 2%～6%、Cd 2%～3%、Cr 14%～17%、Hg 9%～17%。吴文俊等[7]估算我国2007年燃煤Pb和As大气排放量分别为12 228.9和1 591.9 t。

电厂烟尘中所含重金属毒性大且化学稳定性强，具有迁移性和沉积性，对环境和人体健康危害较大[8]。这些烟尘沉降到环境中，经过长期暴露，降水淋洗，水溶性和挥发性成分流失后，形成重金属明显富集的积尘，其部分重金属含量大大高于土壤[9-11]。积尘普遍存在于人群住宅的角落，与人体接触的概率高，通过呼吸道和皮肤被人体吸收或直接摄入，对人体健康的影响是潜在的、隐蔽的、长期的。我国对积尘重金属健康风险评价的研究起步较晚，已有的研究多集中于城市地表灰尘[12-21]，而燃煤电厂周边地区民宅积尘重金属的污染水平和分布特征尚缺基础的研究数据。现有的《火电厂大气污染物排放标准》(GB13223-2011)仅关注到汞，对其他重金属均无标准要求；燃煤电厂环境影响评价也尚未关注到积尘这种长期的累积影响，即便在烟尘达标排放的情况下，积尘多种重金属对人体健康的危害仍然不可忽视，但如何评估电厂长期生产造成的此类累积污染对人体的健康风险尚未见报。

本文选取广东省一家大型山区燃煤电厂作为研究对象。该电厂投产至今10年，设6台循环流化床机组，年耗煤700多万t，所处地形较不适宜大气污染扩散。本文采集了该电厂周边的民宅积尘和土壤样品，测定了As、Cd、Cr、Cu、Mn、Pb、Zn和Hg等8种元素的含量，利用富集因子法和内梅罗综合污染指数法评价积尘的污染程度，研究积尘重金属的分布规律，并应用美国EPA健康风险评价模型开展健康风险评价，旨在为类似电厂对周边环境造成的污染修复和人群卫生防护提供参考。

1 材料与方法

1.1 点位布设和样品采集

据环评资料，该电厂大气污染物最大落地浓度约为距厂界1 km处。以其为中心，在当地主导风向西北方向和次主导风向西南方向的上风向距厂界1 km处和下风向距厂界1、3和5 km处各设1个监测点，共8个监测点(图1)。于2014年9月在各点位随机选择3户民宅分别采集室内外积尘样品，采集表层20 cm土壤样品，共采集48个积尘样品和8个土壤样品。

1.2 样品分析与数据处理

积尘和土壤样品前处理先进行风干，再用HCl-HNO3-HF-HClO4进行消解。元素As、Cd、Cr、Cu、Mn、Pb和Zn采用PE optima 8300型等离子发射光谱仪测定，Hg采用DMA80型测汞仪测定。质控方面，选测6组平行样相对偏差为0%～11%，测3组标准样品相对误差为-16%～31%。同时，积尘样品在现场采用Alpha6500型手持式X射线荧光光谱仪进行快速测定。

数据处理采用SPSS及Excel软件。

图1 燃煤电厂周边地区积尘和土壤采样布点Fig.1 Sampling sites of dust and soil surrounding coal-fired power plant

1.3 富集因子法

富集因子通过参考元素减小自然差异对污染评价的影响，是判断表生环境中污染程度的有效指标[21]。富集因子的计算公式为[22-23]

式中，Ci为元素i的浓度，Cn为参比元素的浓度，s和b分别表示样品和背景。研究认为[24]，当EF<10时，元素未富集，主要为自然源；EF≥10时，元素被富集，数值越大富集程度越高，主要是人为污染。

1.4 内梅罗综合污染指数法

内梅罗综合污染指数(P内梅罗)法可用于评价多种污染物的综合污染水平

式中，Ci为污染物i的含量，mg·kg-1；Si为参照标准；(Ci/Si)max为污染中指数最大值；(Ci/Si)ave为污染中指数平均值。

1.5 健康风险评价方法

参考美国 EPA 推荐健康风险评价模型CDI[25-26]、我国场地环境评价指南[27]和国内外相关研究[12,28-29]，对研究区域民宅积尘的重金属进行健康风险评价。积尘重金属的暴露途径主要有经手-口摄入、皮肤接触和经呼吸系统吸入，对人体健康的风险效应可分为非致癌风险与致癌风险。

1.5.1 暴露模型与参数 经手-口摄入途径日平均暴露量(CDIor)

皮肤接触日平均暴露量(CDIder)

吸入途径日平均暴露量(CDIinh)

慢性日平均暴露量(CDI)

CDI=CDIor+CDIder+CDIinh

式中，CDI、CDIor、CDIder、CDIinh单位为mg·kg-1·d-1，C为积尘重金属平均含量的95%置信上限，mg·kg-1；其余参数含义及取值见表1[27]。

1.5.2 健康风险表征 非致癌风险大小由风险商(HQ)来表征，致癌风险大小由致癌指数(CR)来表征[25]

HQ=CDI/RfD,CR=CDI×SF

表1 积尘重金属日平均暴露量计算参数取值

式中，CDI为慢性日平均暴露量，mg·kg-1·d-1；RfD为参考剂量，mg·kg-1·d-1，分为经手-口摄入参考剂量RfDo、皮肤接触参考剂量RfDd和经呼吸吸入参考剂量RfDi；SF为各暴露途径的致癌风险斜率系数，kg·d·mg-1。重金属不同暴露途径的RfD和SF见表2[12,27-28,30]。

评价标准：当 HQ<1 时，认为非致癌风险较小或可以忽略；当 HQ>1 时，认为存在非致癌风险。当CR<10-6时，认为无致癌风险；当CR=10-6～10-4时，认为致癌风险可接受；当CR>10-4时，认为存在致癌风险。

2 结果与讨论

2.1 民宅积尘和土壤中重金属含量特征

由表3可见，研究区域积尘中各元素平均含量表现为Zn>Mn>Pb>Cu>Cr>As>Cd>Hg，土壤则表现为Mn>Zn>Pb>Cu>Cr>As>Hg>Cd。积尘中重金属污染较重，8种元素的平均含量均不同程度高于土壤的平均含量，其中Zn、Pb、Cd、Cu平均含量分别为土壤的11.3倍、7.3倍、7倍、5.1倍。常静等[12]测得上海地表灰尘Zn、Pb、Cu、Cd平均值分别是土壤背景值的6～8倍，与本研究结果接近。积尘中Zn、Mn、Cd、Cr室外平均含量比室内高0.1～0.5倍，Pb、Cu、Hg室内平均含量比室外高0.1～0.7倍，As则室内外相同。

表2 重金属不同暴露途径的参考剂量和斜率因子

上海、北京、重庆等地也开展了相同环境介质灰尘中重金属的研究(表3)，通过对比其平均含量水平可见，较湖南长株潭(长沙、株洲、湘潭市)城区和安徽铜陵市等有色金属产区，本研究积尘重金属含量相对较低；但较其他的9个地区，本研究积尘重金属含量较高，其中Pb、Zn、Mn、Hg为最高，Cu、Cd为第二高。可见，研究区域积尘重金属污染达到国内中上水平。

表3 积尘重金属含量参数统计

1)95%UCL为平均值的95%置信上限

2.2 快速测定与实验室分析方法比较

使用手持式X射线荧光光谱仪在现场对未经前处理的积尘样品快速测定，若以实验室分析结果为真值，各点位积尘中Pb含量的相对误差为-26.1%～18.1%，Zn含量的相对误差为-39.8%～33.8%，Cu含量的相对误差为-17.3%～18.5%，Mn含量的相对误差为-1.7%～23.8%，Cr含量的相对误差为-33.1%～32.5%，As含量的相对误差为312%～1 833%，Cd和Hg均未检出。快速测定方法检出限较高，无法测出低含量的Cd和Hg；As分析结果偏大，准确度较差；而Pb、Zn、Cu、Mn和Cr的检测结果相对误差均在±40%以内。可见，虽然快速测定方法的精度和检出限不如实验室分析方法，但对某些金属的检测结果误差在可接受范围，节约了大量的时间与工作量，在精度要求不高或应急监测时可以发挥出重要作用。

2.3 积尘重金属的富集因子

本研究中选用Ti作为参比元素[32-33]，以电厂周边地区表层土壤背景值计算各元素的富集因子，结果见表4。

表4 积尘中重金属的富集因子

研究区域民宅积尘中各重金属的富集因子(EF)排序为 Zn>Pb>Cd>Cu>Cr>Mn>Hg>As，Zn、Pb、Cd、Cu的EF值>10，受到的人为污染较明显，主要为工业源和交通源影响[34]。As、Hg、Mn的EF值较小，受到的人为污染不明显。

2.4 积尘重金属空间分布特征

为综合评价各点位重金属污染程度，采用内梅罗综合污染指数法对各点位积尘重金属进行计算，Si参照《土壤环境质量标准》(GB15618-1995)二级标准。评价结果见表5。

表5 各点位积尘重金属污染内梅罗指数与气象条件

由表5可见，各点位积尘重金属污染内梅罗指数与当地风向风频有明显相关性，距电厂厂界1 km处各点位内梅罗指数由高至低为6#>3#>1#>2#，与各方向的风频大小对应。有关研究也有类似的结论[35-36]，认为风向是造成积尘或土壤重金属空间分布差异的主要原因。随着与电厂厂界距离的增加，内梅罗指数有下降的趋势，东北方向3#>4#>5#，东南方向6#>7#和8#。8#点内梅罗指数高于7#点，可能由于8#点在高速公路旁，同时受机动车废气和道路扬尘的污染[13]。

燃煤中Pb、Zn、Hg等元素存在于硫铁化合物中，燃烧时易于快速挥发，继而在烟气冷却过程中富集到细微粒子上[8,37]，在大气环境中发生长距离迁移。本研究电厂主导风向和次主导风向下风向的民宅积尘中Pb、Zn、Hg含量均呈现随着与电厂距离增加而减小的趋势，与有关燃煤重金属迁移机理研究相符。

综上，研究区域民宅积尘中重金属受电厂排放烟尘的影响明显，其分布与气象条件有关，污染程度随着与电厂距离的增加而减小。

2.5 积尘重金属健康风险评价

2.5.1 评价结果 积尘重金属健康风险评价结果见表6。3种暴露途径的重金属非致癌日均暴露量均表现为儿童>成人，手-口摄入>皮肤接触>呼吸系统吸入，经手-口摄入是重金属暴露风险的主要途径。

不同元素的非致癌风险商HQ表现为Pb>Mn>Cr>As>Zn >Cu >Hg>Cd。儿童的HQ明显高于成人，其中Pb的HQ>1，存在非致癌风险；其它元素的HQ均小于1，非致癌风险较小。成人的各元素HQ均小于1，最高仅为0.184，非致癌风险可以忽略。若减少儿童通过手-口摄入途径的接触量，培养好的卫生习惯，可有效降低当地积尘重金属的暴露风险。

致癌指数CR表现为As>Cr>Pb>Cd，儿童As、Cr、Pb和成人As的CR值在癌症风险阈值范围10-6～10-4，表明致癌风险较低，在可接受范围；儿童Cd和成人Cr、Pb、Cd的CR<10-6，表明无致癌风险，对人体不会造成致癌危害。

2.5.2 不确定性分析 风险评价的不确定性和变异性来源于数据本身的变异、仿真模式或暴露参数的不确定性。本研究基于积尘中部分常见重金属进行健康风险评价，且为单元素评价，未考虑到其他污染物以及多种污染物联合作用产生的潜在风险。计算呼吸摄入量时，颗粒物排放因子使用的是土壤参考值，但民宅内积尘含水率更低、更松散，容易扬起，积尘实际排放因子应该高于土壤参考值，故可能低估了呼吸摄入部分的风险。评价模型使用暴露剂量代替摄入剂量，未考虑人体组织器官所吸收的有效剂量等因素，且保守估计的时间远长于真正的暴露时间，故风险在该部分被高估。

表6 积尘重金属健康风险评价结果

3 结 论

1)研究区域民宅积尘中重金属污染水平较高，均不同程度高于土壤中的含量。积尘中Zn、Pb、Cd、Cu受到的人为污染较明显，主要为工业源和交通源影响；As、Hg、Mn受到的人为污染不明显。

2)使用X射线荧光光谱仪快速测定方法对积尘重金属检测的精度和检出限不如实验室分析方法，但对某些金属的检测结果误差在可接受范围，节约了大量的时间与工作量，在精度要求不高或应急监测时可以发挥作用。

3)研究区域民宅积尘中重金属分布有一定的规律性，受电厂排放烟尘的影响明显，内梅罗指数与当地风向风频有明显相关性，随着与电厂距离的增加而减小；积尘中Pb、Zn、Hg含量均呈现随着与电厂距离增加而减小的趋势，与有关燃煤重金属迁移机理研究相符。

4)本研究燃煤电厂周边地区儿童潜在的健康风险明显高于成人，不同元素非致癌风险排序为Pb>Mn>Cr>As>Zn>Cu>Hg>Cd，致癌风险排序为As>Cr>Pb>Cd。Pb对儿童存在非致癌风险，需要引起重视；其它元素对儿童的非致癌风险较小，成人的非致癌风险可忽略。各元素对儿童和成人的致癌风险均在可接受范围，不会造成致癌危害。

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Pollution characteristics and health risk assessment of heavy metals in dust surrounding a coal-fired power plant

CHENGeng,LIUJun,YANGLihui,KEZhaoyue

(Guangdong Environmental Monitoring Center, Guangzhou 510308, China)

The aim of this work was to measure the concentrations of heavy metals in house dust and soil samples as well as study the characteristics and distribution of heavy metal pollution in the surrounding area of coal-fired power plant in Guangdong Province. The risk assessment of heavy metals in dust was also carried out using US EPA Health Risk Assessment Model. The results revealed that the order of concentrations of metals was Zn>Mn>Pb>Cu>Cr>As>Cd>Hg. The heavy metal pollution levels of dust were relatively high, which were higher than those in soil to varying degrees. The pollution of Zn, Pb, Cd and Cu in dust was likely to be anthropogenic, mainly due to industrial and traffic sources. However, the pollution of As, Hg and Mn in dust was not obviously anthropogenic. Spatial distribution of heavy metal in dust was clearly affected by soot emissions of power plant. Nemerow Indexes were significantly correlated with local wind direction and frequency, decreased with incremental distance from the power plant. It is evident that the concentrations of Pb, Zn and Hg also decreased with incremental distance from the power plant. Potential health risk for children was significantly higher than for adults. The non-cancer risk of metals was Pb>Mn>Cr>As>Zn>Cu>Hg>Cd, while the carcinogen risk of metals was As>Cr>Pb>Cd. In particular, the non-cancer risk of Pb for children was high, which required more attention. The non-cancer risks of other metals for children were low. Non-cancer risks for adults were ignorable. Carcinogen risks of metals were in an acceptable range, indicating no carcinogenic hazard to children and adults.

coal-fired power plant; dust; heavy metal; pollution characteristic; health risk

10.13471/j.cnki.acta.snus.2016.01.019

2015-07-06

广东省环保专项资金资助项目(2110399)

陈耿(1985年生)，男；研究方向：环境监测与评价;E-mail:q_geng@qq.com

X821

A

0529-6579(2016)01-0107-07