生活垃圾收运过程中恶臭暴露的健康风险评估

方晶晶，章 骅，吕 凡，邵立明，何品晶*（1.同济大学固体废物处理与资源化研究所，上海200092；2.海军医学研究所，上海 200433；3.住房和城乡建设部村镇建设司农村生活垃圾处理技术研究与培训中心，上海 200092）

生活垃圾收运过程中恶臭暴露的健康风险评估

方晶晶1，2，章 骅1，3，吕 凡1，3，邵立明1，3，何品晶1，3*（1.同济大学固体废物处理与资源化研究所，上海200092；2.海军医学研究所，上海 200433；3.住房和城乡建设部村镇建设司农村生活垃圾处理技术研究与培训中心，上海 200092）

通过现场采样检测，研究了生活垃圾收运链中氨、硫化物、萜烯化合物、芳香烃、醇类化合物、挥发性有机酸、醛酮类化合物等7类恶臭物质的组成特征；分析了收运链不同环节中恶臭污染物的分布特征及操作方式对其影响；依据恶臭污染物的分布特征，评估了生活垃圾转运场所职业暴露人员的致癌和非致癌风险，并对结果进行了不确定分析.结果表明，收运过程中，末端垃圾码头的恶臭污染物比前端的垃圾箱房高1个数量级以上，与生活垃圾在收运过程中降解程度逐渐提高相对应；不同类别恶臭污染物中，醇类化合物随收运链的延伸而稳定上升，挥发性有机酸（VFAs）和芳香烃化合物则呈阶跃增加，分别在集装箱码头和散装码头处达到峰值（分别为131， 711μg/m3）.收运链前端，垃圾箱房的主要致臭化合物为醛酮类化合物；收运链末端，垃圾码头的主要致臭化合物为硫化物和挥发性有机酸.生活垃圾散装运输操作方式，对作业人员和周边人群可能造成较大健康影响.散装码头处恶臭污染导致的致癌和非致癌风险值最高，致癌风险值LCR总为2.64×10-5，超过生活垃圾收运链中的其它作业点，存在较大的健康风险；非致癌风险值HI总为3.01，集装箱码头处的HI总为1.22，超过了USEPA推荐的可接受范围，其余作业点的非致癌风险值HI总＜1，在可接受的范围内.

生活垃圾；运输；恶臭；污染特征；健康风险

对于大中型城市，生活垃圾的收运距离较长.从垃圾产生，到收集和运输至垃圾小型压缩式收集站或垃圾中转站，并最终运送至生活垃圾处理终端前往往需要1～3d的时间.我国城市生活垃圾含水率和易降解组分含量普遍高［1］；而且，高温季节较长，在收集运输过程中，垃圾中的易降解组分会自发降解衍生大量恶臭物质并释放.生活垃圾收集运输设施基本位于中心城区，运输路线遍及城市.因此，生活垃圾在收运阶段释放的恶臭气体是城市恶臭污染的重要产生源［2-3］.

恶臭气体除造成感觉污染外，对人体呼吸、内分泌、神经系统也有较大危害，并可能伴随致癌风险［4-7］.Aatamila等［8］发现，废物处理中心产生的恶臭气体对附近区域居民的健康症状造成较大影响，如呼吸急促、眼睛不适、声音嘶哑、发烧以及肌肉疼痛等，增加疾病发生的危险性.Gao等［9］在垃圾中转站共检出了20种恶臭物质，苯、甲苯、二氯甲烷等排放比例较高的物质中，l，3-丁二烯和苯的致癌风险范围在10-6到10-4之间.Li等［10］研究了城市垃圾中转站的14种挥发性有机物，发现垃圾压缩时释放量比不压缩时增加，乙酸乙酯是优势化合物，浓度在306μg/m3，其次是芳香烃，浓度为204μg/m3，中转站的个体非致癌风险已超过了可接受水平，癌症风险也达到了致癌阈值.生活垃圾收集运输中转环节的恶臭污染对城市环境和公共卫生质量的危害显著.但已有研究多侧重于垃圾收运某一环节的恶臭评估，少有分析收运全过程恶臭特征与评价健康风险.本研究针对生活垃圾收运全过程各环节的恶臭污染物释放特征进行分析和风险评价，以确定收运环节的优先恶臭污染物，并指导其污染控制.

1 材料与方法

1.1 研究场地描述和采样布点

收集系统、压缩转运系统和处置系统构成了上海市城市生活垃圾物流体系，涉及的设施有分散的垃圾收集箱房、小型压缩式收集站、大型压缩式中转站、垃圾装卸码头、堆肥厂、焚烧厂和填埋场等（图1）.若以收集系统和压缩转运系统为研究对象，则包括：

图1 上海市城市生活垃圾收运及处理处置Fig.1 Flow chart on the collection， transportation and treatment of MSW in Shanghai

（i）垃圾箱房： 选取某居民小区的垃圾箱房和某集贸市场的垃圾箱房作为研究对象.其垃圾收集方式均为自投，清运频率均为1次/d，日产垃圾量均相对较小，约为0.30～1.2t/d，保洁频率为1～2次/d.

（ii）小型压缩转运站： 选取某社区2个小型压缩转运站作为研究对象，小压站面积为15～20m2，各配置1台水平压缩卧式垃圾压缩机，额定装载垃圾量为4000kg.清运频率均为2次/d，垃圾收运量约为8t/d.

（iii）大型陆-陆压缩转运站： 选择分别采用水平压缩工艺和垂直压缩工艺的2个大型垃圾压缩中转站.采用水平压缩工艺的大型中转站占地面积为16360m2，日均压缩量550t，日均转运量650吨.分为上下2层，上层为垃圾运输车卸载区，下层为垃圾中转车装载区，上层卸载区设除臭剂喷淋；采用垂直压缩工艺的大型中转站占地面积为36850m2，日均压缩量1200t，日均转运量1500t.中转站同样分为上下2层，上层为垃圾运输车卸载区，下层为垃圾中转车装载区，上层卸载区亦设有除臭剂喷淋.

（iv）水-陆转运站： 上海中心城区在填埋场集中处理的生活垃圾采用水路转运体系运至该填埋场的水陆转运码头，垃圾在市区通过中转站压缩后由集装箱运至该码头，集装箱卸船后直接运至该场填埋区处置.另有部分垃圾未经压缩，由散装装船后运输到该码头，也在码头卸船经车辆运输至填埋区处置（图1）.

1.2 气体样品采集

在2011年9月至2012年10月期间采样，垃圾箱房和中转压缩站等封闭或半封闭环境采用抓样，垃圾箱房紧靠垃圾桶上方，中转压缩站距离操作点1m处.采样的同时，测量日期和采样时的环境温度和风速参数.在2011年10月、2012年1月和2012年8月各进行了1次采样，每次每点采集2个气体样品、1个固体样品.采样时环境参数见表1.

表1 采样布点分布及采样时环境参数Table 1 Meteorological parameters of the sampling sites

1.3 固体样品采集分析

采集气相样品的同时，采集垃圾固体样品.垃圾箱房从垃圾桶中取样，小压站从进料口中取样，压缩中转站和集装箱码头从集装箱内取样，散装码头取运输车内样品.用四分法缩分样品，缩分2次后制成5kg左右的固体样品，将其置于采样袋中密封带回实验室分析用.样品于70℃、48h烘干测试含水率.样品放入碾钵中挤压出水，水相经10000r/min离心10min后，取上清液过0.45μm滤膜，测定浸出液的pH值、COD、NH3-N和挥发性有机酸，分析方法参见文献［11］.

1.4 气体样品预处理和测试分析

气袋类的样品采集10min，吸附管和衍生管2～3h，每点采集2个平行样品.气袋样品采集步骤如下：将Tedlar采气袋放在乐扣的盒子里，盒子可以模拟真空系统.抽真空泵和盒子连接，Tedlar采气袋通过一根直径5mm的特氟龙管和外界大气相通，打开泵气体就会采集进气袋中.共测试了包括NH3在内的七类化合物.不同类型的恶臭气体采用不同的采样、预处理和分析方法.定性方法为固体微萃取采样预浓缩（SPME）配合色谱/质谱检测器（GC-MS）.定量方法，由检定管分析方法分析NH3；液氮低温条件下浓缩联合气相色谱/脉冲火焰光度检测器（GC/PFPD）分析含硫化合物（RSCs）；液氮低温条件下浓缩联合气相色谱/氢火焰离子化检测器（GC/FID）分析醇类化合物、萜烯类化合物、芳香烃类化合物；2，4-二硝基苯肼衍生管富集（DNPH）联合高效液相色谱法（HPLC）分离检测醛酮类化合物；固体吸附剂吸附液相萃取气相色谱/氢火焰离子化检测器（GC/FID）分析挥发性有机酸（VFAs）.具体分析步骤和参数见文献［12］.

1.5 恶臭气体浓度与嗅阈值转换方法

每一种恶臭气体嗅阈值差异很大［13］.高浓度的恶臭气体并不总是对应着强烈的气味.依据恶臭气体的浓度（Ci）和嗅阈值（OTi），可以采用公式（1）和（2），估算出每种气体以及混合气体的理论臭气强度Cod，i和Cod（无量纲）［14］.在缺乏嗅觉测量仪器时，该方法可以用来初步评估恶臭化合物造成的感官和嗅觉影响.

1.6 致癌和非致癌风险评估

根据US EPA的综合危险度信息库（IRIS）系统对恶臭污染物致癌毒性效应进行分类， 根据环境毒物非致癌物的吸入参考剂量（RfC）和致癌物的致癌斜率因子（SF），评估其致癌风险和非致癌风险［15］.

致癌风险评估［公式（3）和（4）］：用终生致癌风险LCR （Life cancer risk）作为衡量指标.

式中：SF为污染物致癌斜率因子， kg·d/mg； CDIca为致癌污染物暴露量，mg/（kg·d）；Ci为空气中第i个污染物的浓度，mg/m3；IR为成人呼吸速率，取0.66m3/h；ET为每日暴露时间，取8h；EF为暴露持续频率，取250d/a；ED为暴露持续时间，取25a；BW为人体质量，取65kg；AT为平均寿命，年（致癌风险评估取70a，非致癌风险评估取25a）.参数的选择参考以往的研究报道［16-20］.混合源的致癌风险值为各种污染物危害指数之和，暂不考虑各物质之间的协同和拮抗效应.

非致癌风险评估，用危害指数HI为衡量指标（无量纲），见公式（5）.

式中：RfC为污染物的非致癌参考剂量， mg/（kg·d）；CDInc取值同式（4）.混合源的非致癌风险值为各种污染物危害指数之和，暂不考虑各物质之间的协同和拮抗效应.

1.7 Monte Carlo模拟与灵敏度分析

风险评估存在诸多不确定性，包括化合物浓度的不确定性和模型参数的不确定性.为了定量考察不确定性，进行10000次Monte-Carlo模拟，并且对化合物浓度和模型参数的不确定性进行灵敏度分析.Monte-Carlo模拟及灵敏度分析均使用Crystal Ball软件完成［21］.

2 结果与讨论

2.1 收运过程中生活垃圾性质变化

图2 生活垃圾和沥滤液性质Fig.2 Characteristics of the MSW and leachate samples

由图2可以看出，集装箱方式运输的垃圾到达填埋场水陆转运码头的集装箱装卸点（A11）后性质发生较大变化，含水率比收集状态上升约20%，沥滤液pH值低至4.4，COD浓度达44765mg/L，其中，VFAs总浓度为5048mg/L，均远低或高于其它采样点，这与垃圾从产生后已经过2～3d的水陆运输导致微生物对垃圾较充分的水解酸化有关.而散装方式运输的垃圾运达水陆转运码头的散装垃圾装卸点（A10）后，垃圾沥滤液中COD和VFAs浓度则明显低于集装箱运输方式，显示散装运输更有利的通风条件抑制了水解产物的积累.同样，垃圾成分对沥滤液组成也有影响.垃圾箱房（A1）主要为居民生活垃圾，其沥滤液中有机物浓度明显低于集贸市场垃圾箱房（A2）.垂直压缩工艺的某垃圾中转站集贸市场厨余垃圾卸料区（A8）的沥滤液VFAs浓度也高于同站的混合收集生活垃圾卸料区（A7）.而垃圾收运各环节的沥滤液NH3-N浓度则变化幅度较小（204～315mg/L），由此显示生活垃圾在收运过程中的降解特征主要为水解酸化.

2.2 各类恶臭化合物浓度分布及优势物质

表2 各采样点气体样品中检出的各种恶臭化合物浓度（μg/m3）Table 2 Concentrations of the odorous compounds in the gaseous samples （μg/m3）

由表2可以看出，醛酮类化合物中的乙醛、丁醛、丁烯醛为优势化合物，VFAs中以乙酸、丙酸、异戊酸为主，醇类化合物以乙醇、丁醇为主，芳香烃类化合物以苯乙烯、甲苯、二甲苯为主，硫化物中则以硫化氢、二硫化碳为主，萜烯类化合物以D-柠檬烯、3-蒈烯为主.

2.3 收运过程中恶臭污染物总浓度和组成

通过对每类化合物的浓度平均值进行累加，得到收运过程各环节恶臭污染物的总浓度和组成，见图3.与沥滤液的污染物变化规律相似，垃圾收运各环节恶臭污染物的总浓度亦自前端至后端逐渐提高，其中，垃圾码头与其它收运环节相比有数量级上的差异.集装箱码头的恶臭污染物总浓度达7440μg/m3，为总浓度最低的小压站的30倍.而2个小压站的总浓度（298， 207μg/m3）与居民生活垃圾收集箱房恶臭污染物的总浓度（278μg/m3）相当；但是，集贸市场垃圾收集箱房总浓度（407μg/m3）明显高于居民区垃圾箱房，某垃圾中转站厨余垃圾卸料压缩区（A8）的恶臭污染物浓度也明显高于混合收集垃圾卸料压缩区（A7）.另一方面，大型中转站上层卸料压缩区的恶臭污染物浓度均高于下层中转区的浓度，但没有数量级的差别.

图3 生活垃圾收运过程恶臭污染物的浓度和组成Fig.3 Concentrations and composition of the odorous compounds sampled at the collection and transportation of MSW

各取样点氨浓度均小于检测限200μg/m3.自垃圾收运前端至后端，醇类化合物的增加最具规律性，在收运链前端的垃圾箱房，其浓度为75～125μg/m3；到大型中转站则增至121～452μg/m3；收运链末端垃圾码头的醇类化合物浓度分别为1002μg/m3（A10）和6647μg/m3（A11），较收运链前端上升了1到2个数量级.

VFAs和芳香烃的浓度变化则有突变性.VFAs在集装箱码头（A11）处的浓度最高，为131μg/m3，而其余取样点浓度范围为1～31μg/m3，与集装箱码头差异明显.这与集装箱密闭环节带来的较高水平水解有关.

芳香烃浓度在散装码头（A10）最高，达711μg/m3，远高于其它各取样点.原因应在于，散装垃圾在码头卸载时强烈的搅拌和扰动，加快了芳香烃类化合物的挥发速率［22］.

2.4 不同收运环节的主要致臭物质

通过对每种化合物的平均浓度和嗅阈值的换算，可以得到生活垃圾收运各环节取样点的理论恶臭浓度Cod.由图4可以看出，在收运环节的前端，如垃圾箱房和压缩站、中转站，主要的致臭化合物类别为硫化物和醛酮类化合物.到收运环节的末端，如在散装码头和集装箱码头，主要的致臭化合物类别则为硫化物和挥发性有机酸.通过比较各点恶臭浓度可以看出，垃圾箱房和小压站的恶臭浓度比大型中转站要高.其中居民垃圾箱房（A1）Cod为154，集贸市场垃圾箱房（A2）Cod为310，2个小压站的Cod分别为190（A3）和110（A4）.大型中转站的理论恶臭浓度Cod有所下降，范围为55到138，虽然这些点聚集的垃圾量较垃圾箱房和小压站要大得多，但恶臭的强度却有所减轻.推断是由于大型压缩中转站采取了恶臭控制措施，例如喷雾除臭的运用.另外，大型中转站操作管理比较到位，有专人及时清扫和保洁，限制了恶臭释放.在收运环节的末端，散装码头和集装箱码头的理论恶臭浓度明显高于前端，Cod分别为481和539.

在收运中转环节前端的垃圾箱房、小压站等处，主要的致臭化合物为正丁醛、二甲基三硫醚、二甲基二硫醚、甲硫醇和硫化氢.大型中转站的主要致臭化合物与前端相似，VFA贡献有所增加.散装码头（A10）的致臭化合物主要为硫化物，其中硫化氢和甲硫醇的比例共计86.2%，其次为挥发性有机酸，丁酸和异戊酸共计5.2%.集装箱码头致臭化合物主要为挥发性有机酸，丁酸、戊酸和异戊酸是主要贡献物质，合计贡献了总理论恶臭浓度的74.5%.

图4 生活垃圾收运过程中Cod浓度及组成Fig.4 Theoretical odor concentrations and composition of the odorous compounds sampled at the collection and transportation points of MSW

2.5 不同收运环节的恶臭暴露下的致癌和非致癌风险评估

表3给出了本研究的12种恶臭化合物的致癌程度分级，并给出了每种恶臭化合物的SF和RfC值，用于评估致癌和非致癌风险.由于压缩站、转运站和垃圾码头有工人长时间进行操作，因此重点评估这些点工人的暴露健康风险.苯、乙醛、甲醛和苯乙烯有明确报道的致癌斜率因子，对这4种物质采用公式（3）进行致癌风险评价.致癌物也会产生非致癌风险，采用公式（5）计算全部12种物质的非致癌风险.美国EPA关于终生致癌风险以及非致癌风险都规定了标准的限值.对于终生致癌风险，当其数值小于10-6时，风险在可以接受的范围内；当致癌风险介于10-6到10-4之间，表示存在潜在的风险；当终生致癌风险大于10-4时，表示有较大的潜在风险.对于非致癌风险，HI总＞1时，表示会对人体造成非致癌健康风险；而当HI总＜1时，则不会对人体造成伤害［23］.

图5表示了生活垃圾转运场所职业暴露人员的致癌风险值.从图5可以看出，对于终生致癌风险而言，所选9个采样点的总致癌风险均超过了10-6的可以接受范围，表明存在潜在的致癌风险；通过对比总致癌风险值，垃圾转运码头＞大型中转站＞小型压缩式收集中转站，其中散装码头处（A10）的致癌风险值最高，为2.64×10-5， 其次为集装箱码头处（A11）的致癌风险值最高，为1.94×10-5，比前端风险值大1个数量级.生活垃圾散装的收运方式对操作人员会造成较大的潜在致癌风险.从图5中也可以看出，4种致癌污染物质在致癌风险构成中的比例大小.生活垃圾散装码头的主要致癌物质为乙醛和苯，其余各点的主要致癌物质分别为乙醛和甲醛.

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

图5 以8h暴露计算的终生致癌风险指数Fig.5 Estimated lifetime cancer risks based on 8-h exposure in various locations

图6表示生活垃圾转运场所职业暴露人员的非致癌风险值.对于非致癌风险而言，散装码头处（A10）的HI总=3.01，表明生活垃圾的散装收运方式将对操作人员造成一定的非致癌健康风险；集装箱码头处（A11）的HI总=1.22，其余所有作业点的HI总＜1，在可接受的范围内.可见，生活垃圾散装码头的职业暴露将造成装卸工人的非致癌健康风险.从图6中还可以看出，12种恶臭污染物质在非致癌风险构成中的比例大小，需要控制的2种主要非致癌风险化合物为丙烯醛和硫化氢.

2.6 不确定性与灵敏度分析

图7 散装码头致癌风险主要参数灵敏度比较Fig.7 Sensitivity of the parameters of cancer risks in the bulk transfer station

由于散装码头的致癌风险指数和非致癌风险指数最高，因此仅对该处的数据用蒙特卡洛方法模拟，进行不确定性与灵敏度分析.参数的变化范围：成人呼吸速率IR为（0.66±0.07） m3/h；每日暴露时间ET为（8±1） h；暴露持续频率EF为（250±50） d/a；暴露持续时间ED为（25±5） a；人体质量BW为（65±20） kg；平均寿命AT为（70±10） a或（25±5） a［28］.

表4 散装码头致癌风险概率分布结果Table 4 Monte-Carlo simulation for probabilistic distributions of cancer risks in the bulk transfer station

图8 散装码头非致癌风险概率分布及主要参数灵敏度比较Fig.8 Probability distributions of non-cancer risks and sensitivity of the parameters in the bulk transfer station

散装码头的致癌风险的概率风险分布和主要参数灵敏度比较见图7和表4.对于单一化合物的致癌风险，苯为（16.1±34.9）×10-6a-1，苯乙烯为（0.95±0.75）×10-6a-1，乙醛为（13.5±15.6）×10-6a-1，3种物质加和的致癌风险指数为（30.3±38.3）× 10-6a-1.参数灵敏度分析结果表示，化合物浓度的不确定度对风险值的影响最大，为66%～76%，其次是体重，体重越轻，致癌风险越大；对加和风险值而言，散装码头处苯的不确定度对加和风险值的影响最大，为84.3%，其次为苯乙烯为15.6%.

非致癌风险的概率风险分布和主要参数灵敏度比较见图8和表5.图8给出了硫化氢、苯和乙醛（其余略） 的风险值以及加和风险值的数据分布和敏感参数图.非致癌风险加和指数为（3.01±23.2）.参数灵敏度分析结果表示，化合物浓度的不确定度对风险值的影响最大，为39%～ 91%，其次是体重，体重越轻，非致癌健康风险越大.因此，提高化合物监测数据的准确性是减少恶臭物质健康风险评估不确定性的关键；对加和风险值而言，散装码头处硫化氢的不确定度对加和非致癌风险值的影响最大，其次为乙醛.

表5 散装码头非致癌风险Monte-Carlo模拟结果Table 5 Monte-Carlo simulation for probabilistic distributions of non-cancer risks in the bulk transfer station

3 结论

3.1 自生活垃圾收运环节前端至后端，恶臭污染物浓度逐步上升，末端的垃圾码头的污染物浓度比前端的垃圾厢房和小压站高1～2个数量级.不同恶臭污染物类别中，醇类化合物随着收运环节的延伸而稳定上升，挥发性有机酸和芳香烃化合物则呈阶跃增加，分别在集装箱码头和散装码头处达到峰值（分别为131， 711μg/m3）.

3.2 生活垃圾收运环节前端（垃圾箱房、小型压缩站和中转站），主要的致臭化合物类别为硫化物和醛酮类化合物.收运环节末端，主要的致臭化合物为硫化物和挥发性有机酸.大型压缩中转站的理论恶臭浓度Cod低于垃圾箱房和小型压缩站.在收运环节的末端，散装码头和集装箱码头的理论恶臭浓度Cod明显高于前端浓度.散装码头的主要致臭化合物为硫化氢和甲硫醇，Cod共计86.2%；集装箱码头的主要致臭化合物为丁酸、戊酸和异戊酸，Cod共计74.5%.

3.3 通过对致臭化合物的致癌和非致癌风险评估，发现各收运环节恶臭化合物的潜在风险值均超出可接受的范围10-6.散装码头处的致癌和非致癌风险值最高，致癌风险值LCR总为2.64×10-5，生活垃圾的散装收运方式对操作人员会造成较大的潜在致癌风险；散装码头处的非致癌风险值HI总为3.01，集装箱码头处的HI总为1.22，其余所有点的非致癌风险值HI总＜1，在可接受的范围内.化合物浓度的不确定度对风险值的影响最大，提高化合物监测数据的准确性是减少恶臭物质健康风险评估不确定性的关键.

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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，助理研究员，博士，主要从事职业卫生防护、非金属材料毒性评估、有害气体检测与控制技术研究.发表论文30余篇.

2014-06-06

国家“973”项目（2012CB719801）；“十二五”村镇建设领域科技计划课题（2014BAL02B04-3）；上海市“科技创新行动计划”技术标准项目（14DZ0501500）；同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室开放课题（NO.PCRRF14005）

* 责任作者， 教授， solidwaste@tongji.edu.cn