2016, Vol. 36
[PDF全文]
2. 北京师范大学水科学学院, 北京 100875
2. College of Water Science, Beijing Normal University, Beijing 100875
填埋和焚烧是我国固体废物最终处置的最重要手段(李崇等,2011).近年来,随着我国人口逐渐增加,土地资源日趋紧张,焚烧处理由于其减量化效果好、可回收能源、占地面积小、选址相对简单等优点成为许多城市固体废物处理的第一选择(聂永丰等,2000；张艳艳等,2011).但固体废物焚烧生产工艺复杂,不仅处理过程涉及多种危险物质,其排放物也包含二 英等空气质量重点控制污染物,属于高环境风险行业(孔丝纺等,2011；Lonati et al., 2007；Wang et al., 2010；Aurell and Marklund, 2009；Ni et al., 2009)而且危险原料泄漏、焚烧过程大气污染物的事故性排放均会对环境产生重大危害,甚而影响居民健康和社会稳定.另外,基于收集和运输成本考虑,一些焚烧厂均建立在村庄等环境敏感点附近,企业布局环境风险凸显.比如2013 年上海江桥垃圾焚烧厂的沼气爆炸事件,不仅造成了巨大的经济损失,还导致了严重的人员伤亡.2009年,已启动环评的北京阿苏卫垃圾焚烧厂由于周边居民的严重反对而一度搁浅.因此,对垃圾焚烧的环境风险进行评价,识别其环境风险和危害等级,不仅具有重要的环境保护意义,还具有极其重要的社会意义和公共意义.
环境风险评价包括针对具体场地或介质的健康或生态风险评价,以及针对项目和规划层面的环境风险评价.前者如污染场地健康风险评价、河流或湖泊的生态风险评价等已经较为成熟,相应的评价模型和软件也被大量发展(Pinedo et al., 2014；Park and Park, 2011).这些模型和方法能较为全面考虑污染物质通过不同介质不同暴露途径对人体的危害.如美国材料与实验协会(American Society for Testing and Material,ASTM)开发的RBCA(Risk-Base Corrective Action)模型可以考虑人体通过土壤、水和大气3种介质7种不同暴露途径暴露的健康危害(Park and Park, 2011)；荷兰公共卫生与环境国家研究院(National Institute for Public Health and the Environment,RIVM)开发的CLEA模型在上述研究基础上进一步考虑了食用动植物(鱼虾)产品、洗澡和游泳等5种暴露途径(Song et al., 2012；徐亚等,2014a).
而反观国内针对建设项目实施的环境风险评价,则通常以突发性的污染事故为主,重点评价污染物泄漏后通过某一介质某一途径对人体构成的健康危害.如徐亚等(2014b)对危险废物填埋场开展的环境风险评价,其研究内容主要限于渗滤液渗漏后,人群饮用受污染地下水这一途径的健康风险；刘华峰等(2005)开展的焚烧厂的环境风险评价研究医疗废物焚烧设施在事故情况下排放的有毒有害气体通过大气这一途径对人体构成的健康风险.
近年来,对于焚烧厂有毒污染物低通量低浓度长时间排放导致的环境污染问题,一些学者也开展了研究.如谢莉(2013)研究了焚烧厂排放的重金属和有机污染物在周边土壤、植物、动物体内的富集问题；刘红梅(2013)则选取二 英为典型污染物,进一步研究了污染物在大气-土壤-植物体中的迁移转化规律,及周围人群的暴露量；齐剑英等(2013)评估了垃圾焚烧设施周边环境空气的重金属污染物分布及周围人群通过呼吸暴露的健康风险.上述学者的研究为我们了解焚烧厂特征污染物在其周边多相介质中迁移转化富集规律提供了很好的借鉴.
然而对于焚烧厂污染物通过多途径多介质暴露的综合危害,以及不同暴露途径的贡献率问题尚不明确,为此本研究拟构建焚烧厂重金属污染物通过多介质多途径的暴露概念模型及对应途径的暴露量计算方法,结合经典的暴露-剂量模型建立固体废物焚烧处置设施的健康风险评估模型.同时选择典型焚烧厂进行案例研究,分析焚烧厂存在条件下周围居民的综合健康风险水平、不同暴露途径的风险贡献率及影响因素、风险不确定性的影响因素及表现,为焚烧厂的环境风险管理和决策提供科学依据.
2 模型和方法(Model and method) 2.1 风险识别本研究主要关注的风险为焚烧厂低浓度长期排放、以及运输和生产过程中跑冒滴漏等造成的周围环境介质中污染物富集,人群通过呼吸受污染空气、意外接触受污染土壤、食用富集了污染物的植物产品等途径暴露于有毒有害污染物后,产生的致癌或非致癌风险.
2.2 暴露量计算如2.1节所述,风险源为烟囱中大气污染物的排放、以及运输和生产过程中有毒有害物质的跑冒滴漏.上述污染源通过大气、土壤、地表水、浅层地下水和植物等5种环境介质,经饮用、土壤吞入和接触、洗澡接触、游泳接触、食用动物产品、食用植物产品、呼吸等8个途径暴露于人体,对人体产生危害,见图 1.
 |
| 图 1 填埋场周边污染物-介质-人体暴露过程示意图 Fig. 1 Illustration of human exposure to contaminated environmental media around incineration plant |
当采用地表水或浅层地下水作为饮用水源时,人群通过饮水途径的污染物暴露量根据式(1)计算(徐亚等,2014a；段小丽等,2011)：
|
(1) |
式中：CDIsw,gw为地表或地下水体中某一污染物的暴露量,sw和gw分别为地表水(Surface Water)和地下水(Groundwater)的缩写(mg · kg-1 · d-1)；Csw,gw为地表或地下水体中某一污染物浓度(mg · L-1)；CR为饮用水摄入速率(L · d-1)；percsw,gw为饮用水中地表或地下水体中所占比例(%)；FE为暴露频率(d · a-1)；DE为暴露年数(a)；BW为暴露人群体重(kg)；AT为污染物的作用时间(对致癌物质取我国人均寿命对应的天数(环境保护部,2014a)；对非致癌物质取DE和FE 的乘积)(d).
通过食用富集污染物的蔬菜的暴露量根据下式计算(唐阵武等,2009)：
|
(2) |
式中：CDIPlant为食用植物产品对应的污染物暴露量(mg · kg-1 · d-1)；CPlant为植物体可食用部分中的污染物浓度(mg · kg-1)；DRPlant为植物摄入量(kg · d-1).
通过食用富集污染物的畜禽类产品的暴露量根据下式计算(唐阵武等,2009)：
|
(3) |
式中：CDImeat为食用畜禽类产品对应的污染物暴露量(mg · kg-1 · d-1)；Cmeat为畜禽类产品可食用部分中的污染物浓度(mg · kg-1)；percLocal为畜禽类产品本地产品所占比例(%)；DRPlant为畜禽类产品摄入量(kg · d-1).
通过呼吸吸入被污染空气的暴露量根据下式计算(齐剑英等,2013)：
|
(5) |
式中,CDIair为吸入被污染空气的暴露量(mg · kg-1 · d-1)； Cair为空气中污染物浓度(mg · L-1)；DAIR为人群每日空气摄入量(L · d-1).
通过游泳时皮肤接触的摄入量根据下式计算(徐亚等,2014a):
|
(6) |
|
(7) |
式中：AS为人体表面积(cm2),取16600；FEb和FEs分别为年游泳和洗澡频率(次· a-1)；DEb和DEs分别为游泳和洗澡频率的年数(a)； f为肠道吸附比率,取1；I为游泳和洗澡时皮肤对污染物的吸附量(mg · cm-2 ·次-1)；K为皮肤吸附参数(cm · h-1)；τ为延滞时间(h)；TEb,s 为游泳或洗澡时间(h).
经口摄入土壤和经皮肤接触土壤途径,污染物暴露量的计算分别参见文献(环境保护部,2014a).
2.3 污染物浓度确定利用式(1)～(7)计算人群通过不同暴露途径的暴露量时,需要确定不同介质中的污染物浓度,可通过以下3种方法确定:
1) 利用多介质迁移转化逸度模型计算不同介质中的污染物浓度,需要输入研究区的环境背景参数、污染物的理化性质、以及污染物的排放速率；
2) 利用污染场地环境风险评估技术导则推荐的模型计算,其基本原理是污染物在气液固三相之间的分配平衡和对流-弥散,需要输入至少某一相中的污染物浓度、环境背景参数和污染物的理化性质参数；
3) 基于实测数据确定不同介质中的污染物浓度,采样和分析方法参见文献.
对于大气、浅层地下水、地表水、土壤和植物中的污染物浓度,本文通过直接采样分析确定其浓度值,对于动物体中污染物浓度,参考人体暴露量计算模型,利用下式计算：
|
(10) |
式中,CDIM 为该种动物每天摄入的污染物的量(mg · d-1)；LFani 为该种动物的平均寿命(以天计)(d)；BWani 为 该种动物的平均体重(kg)；qplant、qmixture、qwater和qsoil 为分别表示该动物每天摄入的场地植物、饲料、水和土壤的质量(kg · d-1或L · d-1)；fplant 为该动物食用场地植物的比例(本研究取1)(%)；Csoil 为土壤中污染物浓度(mg · kg-1).
2.4 风险计算人群暴露于一定剂量的污染物质以后,根据污染物的不同会产生致癌和非致癌效应.对于致癌效应某一污染物通过单一途径暴露的风险用致癌风险值表示,见式(11)；对于非致癌效应,某一污染物通过单一途径暴露的风险用非致癌危害商表示,见式(12).
当某一污染物对人体的危害具有系统效应时,其综合风险可以通过对不同暴露途径的风险进行累加得到,见式(13)和式(14).
|
(11) |
|
(12) |
|
(13) |
|
(14) |
其中,CDIi为根据式1~7计算得到的第i种暴露途径的暴露剂量(mg · kg-1 · d-1)； HQi为单一污染物通过第i种暴露途径的非致癌危害商,无量纲；HI为单一污染物通过所有暴露途径的非致癌危害指数,无量纲；Riski为单一污染物通过第i种暴露途径的致癌风险值,无量纲；Risk为单一污染物通过所有暴露途径的致癌风险指数,无量纲.
3 案例研究(Case study) 3.1 场地概况研究对象为南方某医疗废物焚烧厂,场址位于山谷,周边除零星村落以外,无其他工业污染源.该焚烧厂年处理能力1.75×104 t,实际处理量约1.10×104 t · a-1,主要处理废物类型及其比例如图 3所示.根据项目前期环境影响评价报告,厂区周边环境质量良好,土壤、地表水体中重金属浓度背景值极低.村民蔬菜种植所用农药、化肥以有机料为主,重金属组分含量极低.由于该焚烧厂周边环境介质中重金属浓度背景值极低,且无其他重金属污染源,选择其作为研究对象,可忽略外源和背景干扰,集中反应焚烧厂重金属排放对周边环境介质的和人体健康的影响.
 |
| 图 2 项目周边环境及采样点布设 Fig. 2 Distribution of sampling points and their surrounding environment |
 |
| 图 3 主要处理废物类型及其比例 Fig. 3 Main types of waste and their proportion |
根据《场地环境调查技术导则(HJ 25.1—2014)》(环境保护部,2014b)对以焚烧厂为中心0.5 km范围以内的大气、地表水、土壤和植物进行采样和分析,识别毒性物质.
3.1.1 样品采集和预处理土壤采样点布设以场区夏季主导风向的下风向区域为重点,兼顾场址周边其他区域为原则,利用五点平面圆法采集0~20 cm的土壤1 kg,用塑料袋密封后送实验室低温(4 ℃)保存.在进行试验分析前,拣去植物残体和石块,并过10目的筛子.充分混匀后进一步研细并过230目的筛子以备试验分析.
植物样品采样点布设原则和土壤相同,并选择居民普遍种植的蔬菜为采样对象,采取整颗成熟健康的个体,每个样品点采集4株,采集后的样品避光封袋保存至实验室,经自来水和去离子水依次清洗干净,阴干粉碎并过60目的不锈钢筛子筛选后,通过四分法取对称的2份冷冻以备分析.
地表水样品采集以场址周边的小型湖泊为采集对象,利用0.45 μm 滤膜对采集后的水样进行现场过滤,并装入预先洗净的采样瓶中；用优级纯浓 HNO3对水样进行酸化至pH=2,于4 ℃下低温保存以备实验分析.
大气采样点按照系统布点原则布设于厂址四周,利用石英滤膜和恒流采样器(流量100 L · min-1,采样时间24 h)采集大气中PM10颗粒.采样后滤膜经称重、破碎后,先后加入优级纯HNO3和40%HF,并进行微波消解.消解液经赶酸、定容、过滤后摇匀至于-4 ℃冰箱中冷藏备用.
3.1.2 实验分析和数据检验对地表水样品,直接采用德国 Thermo Scientific 制造的电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)对预处理后样品进行测定；对植物、土壤和大气颗粒物样品,采用ICP-MS测定其消解液中重金属浓度,并换算成样品重金属含量.
为保证分析结果的可靠性,选取植物和土壤样品的20%以及地表水和大气颗粒样品的15%进行平行实验,结果表明RSD(相对标准偏差)最大不超过9%；同时,上述待测样品的加标回收率实验结果表明重金属回收率为100%±10%,说明分析结果可靠,数值质量满足要求.
3.2 风险识别对上述样品浓度进行概率统计分析,计算其统计参数并分别与相应环境介质的质量标准(大气II类标准、地表水III类标准、地下水III类标准以及土壤II类标准)比较,污染物浓度超过1个以上标准中相应污染物浓度限值的确定为目标污染物.不同环境介质中污染物浓度范围见表 1.
| 表 1 不同环境介质中的污染物浓度 Table 1 Heavy metal concentration in different environmental media |
 |
对于本案例而言,2.2节所述的7种暴露途径中,由于焚烧厂员工饮用水来源为厂区8 km以外的水库水,焚烧厂周边居民通过机井开采深层地下水饮用,因此不考虑地表水和浅层地下水饮用暴露的健康风险. 根据现场走访和探勘,当地居民有在周边池塘中游泳和洗澡的习惯,因此需考虑在池塘中洗澡和游泳接触地表水这2个途径；另外,研究区养殖有鸡鸭并种植有蔬菜,因此需要考虑通过食用鸡鸭和蔬菜暴露这2个途径；另外,还需要考虑吸入空气、经口摄入土壤,以及接触土壤3个暴露途径.综上,本案例的主要暴露途径为经口摄入土壤(暴露途径1)、皮肤接触土壤(暴露途径2)、吸入空气(暴露途径3)、洗澡和游泳接触(暴露途径4和5)、食用蔬菜(暴露途径6)和食用家禽(暴露途径7).
3.3.2 风险计算参数风险评价参数中,污染物在地表水、土壤、大气、动植物体内均具有空间变异性.另外,采用均值难以表征其实际浓度分布特征,而采用95%分位值又可能高估风险,为此将浓度值以概率分布的形式输入,并用Monte Carlo算法分析其对风险结果的影响.
主要暴露参数中,percLocal通过现场踏勘和问卷调查确定,其他暴露参数参考2013年出版的《中国人群暴露参数手册(成人卷)》(环境保护部,2013)中的该省份数据(见表 2),以保证取值的代表性.
| 表 2 暴露模型参数取值及来源 Table 2 Value and sources of exposure parameter |
|
污染物毒性参数取值及来源见表 3,对于EPA毒性数据库和《污染场地风险评估技术导则》(HJ 25.3—2014)均查不到相关毒性参数的,一般认为其不具备或当前尚未发现其致癌或非致癌危害,本研究中暂不考虑.
| 表 3 污染物毒性参数取值及来源 Table 3 Value and sources of toxicity parameter |
|
图 4所示为单一污染物通过所有暴露途径的综合风险.从图中可以看出,重金属Mn、Pb、Cu、Cr、Hg和As的非致癌风险均大于非致癌风险的可接受风险水平(1),按大小排序分别为1=Zn＜Hg＜Cu＜Pb＜Mn＜Cr＜As.As是最大的非致癌风险物质,其风险值为可接受水平的298倍,风险极为严重.
 |
| 图 4 单一污染物的健康风险值计算结果 Fig. 4 Risk results of single pollutant |
对于致癌风险,不同研究者提出了不同的风险可接受水平,本文参考文献(Hu et al., 2013)取10-5,那么致癌风险值大于风险可接受水平的污染物为Cr和As,其中As的风险水平远大于Cr,需要特别予以注意.
4.2 不同暴露途径的风险贡献率分析图 5a和5b分别是不同暴露途径对非致癌风险和致癌风险贡献率的分析.从5中可以看出,对于As、Hg、Cr、Cu、Pb、Zn和Mn而言,经过食用自产蔬菜(途径6)和自产鸡禽产品暴露(途径7)都是主要的暴露途径,尤其是自产蔬菜产品,贡献率在68%~92%,究其原因是因为蔬菜的摄入量较大,且相对于土壤、大气和地表水介质,植物对污染物具有富集效应,因此暴露浓度较高,因此整体上通过植物的污染物暴露量最大.而对于Cd和Ni而言,两者的植物富集性较差,所以风险大大降低,根据2.3.1节结果其风险均属于可接受水平.
 |
| 图 5 不同暴露途径的风险贡献率 Fig. 5 Contribution rates of different exposure pathways |
图 5b中也呈现同样的规律,具有较好动植物富集性的As和Cr,其通过途径6和途径7的致癌风险贡献率最大；而富集性较差的Ni和Cd,致癌风险很小.其他污染物质,如Hg、Cu、Pb、Zn和Mn,不具备致癌危害,因此其致癌风险均为0.
4.3 不确定性分析如3.2.2节所述,通常假设污染物浓度均服从正态概率分布,采用Monte Carlo法模拟污染物浓度不确定性对风险结果的影响.事实上,4.1~4.2节的风险值是利用浓度均值计算得到给风险值,可以理解为正常情况下的风险.而利用Monte Carlo模拟计算得到的95%分位的风险值可认为是较不利条件下的风险,以95%分位值表示的风险结果见表 4.
| 表 4 正常情况和不利情况下,健康风险值的比较 Table 4 Comparison of health risk value under normal and unfavorable condition |
|
从表中可以看出,较不利条件下污染物的健康风险均有不同增大,以非致癌风险为例,不同污染物的增大倍数依次为：Pb(0.54)＜Ni(0.66)＜Cu(0.70)＜Zn(0.88)＜Mn(1.18)＜Cd(1.24)＜Hg(1.42)＜Cr(2.00)＜As(2.28),增大倍数最大的为As.这说明在环境风险评价过程中,参数的不确定性对风险结果具有较大影响,应该重点予以考虑.
4.4 风险管理如上所述,在目前情况下焚烧厂周边的重金属排放及其在环境介质中的富集将对周边居民构成严重的健康风险,食用自产蔬菜和自养家禽是风险贡献率最大的二个暴露途径.风险管理者应当采取措施,降低其环境风险,建议措施包括：
1) 为焚烧厂周边居民提供其他替代蔬菜和肉类食物,减少或者消除通过食用自产蔬菜和肉类途径的暴露.图 6为截断食用资产蔬菜和肉类途径后的风险,此时9种污染物的非致癌风险均全面大幅降低,且达到可接受水平；致癌风险水平,除Cr以外,也均大幅降低达到风险可接受水平；
 |
| 图 6 截断暴露途径后的健康风险水平 Fig. 6 Risk level after cutting off the ingestion route of local vegetable and chickens |
2) 改进焚烧工艺,同时对气态污染物的排放实施更科学的监测方法和控制标准.
5 结论(Conclusions)1) 焚烧厂周边环境介质中赋存的重金属产生的非致癌风险值依次为1=Zn(1)＜Hg(1.9)＜Cu(2.3)＜Pb(7.0)＜Mn(14.0)＜Cr(35.4)＜As(298.1)；致癌风险为＜Cr(1.31×10-2)＜As(1.32×10-2),均超过风险可接受水平,需要采取风险控制和减缓措施.
2) 对不同暴露途径的贡献率分析结果表明食用自产蔬菜为主要的暴露途径(贡献率为68%~92%)其次为自养家禽贡献率为10%左右.这说明与通常关注的通过土壤、水体、空气等介质暴露相比,食用研究区周边的动植物产品导致的风险更大,需要引起重点关注.
3) 不确定分析结果表明考虑污染物浓度不确定条件下,场地健康风险大约有0.54～2.28倍的增加.
4) 通过截断食用本地蔬菜和家禽,除Cr的致癌风险外,其他重金属对厂区居民的健康风险水平会迅速降低至可接受水平.
5) 经费和时间所限,本研究仅考虑了重金属污染物的健康风险,下一步应该对二 英以及其他持久性有机物的生物通过多介质途径暴露对人体产生的健康危害开展研究.
| [1] | Aurell J, Marklund S. 2009. Effects of varying combustion conditions on PCDD/F emissions and formation during MSW incineration[J]. Chemosphere , 75 (5) : 667–673. DOI:10.1016/j.chemosphere.2008.12.038 |
| [2] | 段小丽, 王宗爽, 李琴, 等.2011. 基于参数实测的水中重金属暴露的健康风险研究[J]. 环境科学 , 2011, 32 (5) : 1329–1339. |
| [3] | Hu Y, Wen J Y, Li X L, et al. 2013. A dynamic multimedia fuzzy-stochastic integrated environmental risk assessment approach for contaminated sites management[J]. Journal of Hazardous Materials , 261 : 522–533. DOI:10.1016/j.jhazmat.2013.08.009 |
| [4] | 环境保护部. 2013. 中国人群暴露参数手册(成人卷)[M]. 北京: 中国环境出版社 . |
| [5] | 环境保护部. 2014a. HJ 25.3-2014 污染场地风险评估技术导则[S]. 北京: 中国环境出版社 |
| [6] | 环境保护部. 2014b. HJ 25.1-2014 场地环境调查技术导则[S]. 北京: 中国环境出版社 |
| [7] | 孔丝纺, 解庆龙, 曾辉, 等.2011. 焚烧源二英的排放对周边土壤和植被污染的研究进展[J]. 生态环境学报 , 2011, 20 (3) : 560–566. |
| [8] | 李崇, 任国玉, 高庆先, 等.2011. 固体废物焚烧处置及其清洁发展机制[J]. 环境科学研究 , 2011, 24 (7) : 819–827. |
| [9] | 刘华峰, 于可利, 李金惠, 等.2005. 危险废物焚烧设施的环境风险评价[J]. 环境科学研究 , 2005, 18 . |
| [10] | 刘红梅. 2013. 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]. 杭州: 浙江大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10335-1013186840.htm |
| [11] | Lonati G, Cernuschi S, Giugliano M, et al. 2007. Health risk analysis of PCDD/F emissions from MSW incineration: comparison of probabilistic and deterministic approaches[J]. Chemosphere , 67 (9) : S334–S343. DOI:10.1016/j.chemosphere.2006.05.139 |
| [12] | Ni Y W, Zhang H J, Fan S, et al. 2009. Emissions of PCDD/Fs from municipal solid waste incinerators in China[J]. Chemosphere , 75 (9) : 1153–1158. DOI:10.1016/j.chemosphere.2009.02.051 |
| [13] | 聂永丰, 刘富强, 王进军.2000. 我国城市垃圾焚烧技术发展方向探讨[J]. 环境科学研究 , 2000, 13 (3) : 20–23. |
| [14] | Park I S, Park J W. 2011. Determination of a risk management primer at petroleum-contaminant sites: developing new human health risk assessment strategy[J]. Journal of Hazardous Materials , 185 (2/3) : 1374–1380. |
| [15] | Pinedo J, Ibáñez R, Irabien Á. 2014. A comparison of models for assessing human risks of petroleum hydrocarbons in polluted soils[J]. Environmental Modelling & Software , 55 : 61–69. |
| [16] | 齐剑英, 张海龙, 方建德, 等.2013. 垃圾焚烧设施周边环境空气重金属分布特征及呼吸暴露风险[J]. 中国环境科学 , 2013, 33 (S1) : 113–118. |
| [17] | Song S J, Ruan T, Wang T, et al. 2012. distribution and preliminary exposure assessment of Bisphenol AF (BPAF) in various environmental matrices around a manufacturing plant in China[J]. Environmental Science & Technology , 46 (24) : 13136–13143. |
| [18] | 唐阵武, 程家丽, 张化永, 等.2009. 长江武汉段水体有机污染的健康风险评价[J]. 水利学报 , 2009, 40 (9) : 1064–1069. |
| [19] | Wang L C, His H C, Wang Y F, et al. 2010. Distribution of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) and polybrominated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans (PBDD/Fs) in municipal solid waste incinerators[J]. Environmental Pollution , 158 (5) : 1595–1602. DOI:10.1016/j.envpol.2009.12.016 |
| [20] | 谢莉. 2013. 广东省某医疗垃圾焚烧厂周边环境分析与评价[D]. 长沙: 湖南农业大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10537-1014182362.htm |
| [21] | 徐亚, 朱雪梅, 刘玉强, 等.2014a. 基于随机-模糊耦合的污染场地健康风险评价及案例[J]. 中国环境科学 , 2014a, 34 (10) : 2692–2700. |
| [22] | 徐亚, 刘玉强, 刘景财, 等.2014b. 填埋场渗漏风险评估的三级PRA 模型及案例研究[J]. 环境科学研究 , 2014b, 27 (4) : 447–454. |
| [23] | 张艳艳, 景元书, 高庆先, 等.2011. 我国城市固体废物处理情况及温室气体减排启示[J]. 环境科学研究 , 2011, 24 (8) : 909–916. |