以健康風險為依據之焚化灰渣之有害物質控制處理、管理與再利用方法研究─子計畫七：焚化灰渣之健康風險評估、風險管理與再利用決策系統之研發(I)

行政院國家科學委員會專題研究計畫 成果報告

子計畫七：焚化灰渣之健康風險評估、風險管理與再利用決

策系統之研發(I)

計畫類別： 整合型計畫 計畫編號： NSC92-2621-Z-002-021- 執行期間： 92 年 08 月 01 日至 93 年 07 月 31 日 執行單位： 國立臺灣大學環境工程學研究所 計畫主持人： 馬鴻文 共同主持人： 王根樹 計畫參與人員： 陳彥全 報告類型： 完整報告 處理方式： 本計畫可公開查詢

中 華 民 國 93 年 11 月 4 日

以健康風險為依據之焚化灰渣之有害物質控制處理、管理與再利用方法研究-子 計畫七：焚化灰渣之健康風險評估、風險管理與再利用決策系統之研發(I) 92-2621-Z-002-021- 2003.08.01 至 2004.07.31 主持人：馬鴻文

一、前言

隨著生活水準不斷提高，廢棄物產生量與日俱增，垃圾成為各級政府最棘 手的問題。在國內的掩埋場一地難求與現有容量限制下，焚化成為現階段解決 垃圾問題的最主要方法。雖然焚化處理對廢棄物處理可達到資源化與無害化， 且以焚化作為中間處理單元，對於最終處理單元有極佳的減容和減量效果，但 是，以焚化作為主要垃圾處理方式仍有二次公害問題值得探討。未來台灣最多 將有 30 座一般廢棄物焚化爐完工且運轉下，台灣垃圾焚化處理容量可達年 700 萬公噸以上，在 2004 年時，垃圾以焚化處理的比例估計達 60﹪以上，焚化產 生而排放出重金屬與戴奧辛等有害物質的問題，更將為不容忽視的環境問題。 垃圾焚化會排放許多有害物質，直接或間接造成空氣、食物鏈和其他環境 介質之污染，而可能對現有生態環境與人體健康造成衝擊。根據歐美針對焚化 廠周圍居民之研究調查，發現有具統計意義之癌症病例（尤為胃癌、結腸癌、 肝癌及肺癌）和非癌症病例（尤為呼吸道、生殖及免疫系統）增加之趨勢。焚 化爐排放的有害物質中含有多種有毒空氣污染物，包括有毒重金屬（如砷、 鎘、汞、鉛、鉻、鎳、鈹、鋇、銀等）、多環芳香族碳氫化物（PAH）、多氯 聯苯、以及最受重視之戴奧辛類化合物等。其中戴奧辛類化合物之毒性、生物 蓄積性對人體健康威脅甚大，其他有毒重金屬也不容忽視，因此，如何建立一 套有效的健康風險評估方法作為戴奧辛與重金屬控制的依據，以維護焚化爐附 近居民的健康，實為一刻不容緩的課題；近年來，在歐美這些管制標準訂定之 趨勢乃以實地（或稱特定位置）風險評估（site-specific risk assessment）的結果 為依據。

然而以往國內外針對焚化爐所排放之有毒物質問題相關研究中，多把重心 放在焚化煙道廢氣中有毒物質排放於環境中傳輸後對環境與人體的危害，卻忽

略了焚化灰渣中所殘留高濃度的戴奧辛與有毒重金屬，尤以靜電集塵器、袋濾 式集塵器所收集的飛灰，以及濕式洗滌塔所收集到的反應灰等燃燒廢氣控制設 備所收集到的灰渣中，更殘留有高量的有毒物質，這些焚化灰渣若未經審慎處 置，所造成對環境與人體的風險可能更大也更危險。 在國內焚化後所產生的飛灰，近年在法令上的要求，民國八十九年後開始 率續進行無害化之固化處理，雖然如此，目前仍有許多固化不完全的飛灰，以 及早期已有許多含高量有毒物質之飛灰未經處理直接進入掩埋場，無論是單獨 掩埋、或是與底渣或垃圾混埋，加上國內雨水多偏酸性，以及部分掩埋場不當 之管理，飛灰中大量的戴奧辛與重金屬等有毒物質，即有可能已被淋洗入滲至 土壤與地下水造成污染，進一步可能威脅周遭居民之健康，因此，需要建立一 個完整的風險評估方法深入的研究，並建立灰渣有毒物質污染控制的風險管理 系統。所以本研究計畫將結合其他子計畫關於飛灰戴奧辛之中間與末端處理技 術以及釋出戴奧辛之處理技術等研究，建立一套以健康風險為依據之灰渣再利 用與有毒物質風險管理系統。 另外，過去國內外關於戴奧辛的問題都將焦點集中在焚化煙道廢氣中的戴 奧辛問題，關於飛灰中戴奧辛所造成的問題甚少討論，隨著國內垃圾焚化率逐 年提高，飛灰處理與管理的相關研究也就更顯得重要。1977 年 Olie 等人針對荷 蘭三座都市焚化爐的飛灰研究報告中，首次發現飛灰中戴奧辛的問題，在這二 十年間，國際陸續都有研究探討焚化飛灰的戴奧辛問題，然而，飛灰中的戴奧 辛對於環境與健康的衝擊如何，仍缺少全盤深入的研究與探討。 因此，本計畫首先將對飛灰戴奧辛問題進行健康風險評估細部規劃，包括 了解可能影響飛灰戴奧辛於掩埋場址, 地下水層, 及週界土壤傳輸之因子，並建 立戴奧辛於飛灰、土壤、地下水間之傳輸模式，探討戴奧辛在土壤及地下水傳 輸中之宿命。由於戴奧辛是難分解的有機污染物之一，能在環境中持續累積並 廣泛散布，在某些特定的環境狀況中會經由生物累積而對人類健康及環境生態 造成威脅。戴奧辛類化合物的低水溶性、高吸附性、及不易分解的特質，使得 侵蝕土壤而進入水體是戴奧辛最主要的表面傳輸機制。進入水文環境的戴奧辛 會像其他親脂性、低水溶性有機物質一樣，吸附在懸浮物質或其他溶解有機物 質如腐質物上。因此飛灰戴奧辛於三相中之傳輸與宿命影響其對於生態系之衝 擊甚鉅。

所以，進一步進行風險評估與管理之量化不確定性分析，結合資訊價值評 估方法，規劃具效率之不確定性降低方法利用暴露分析與模式推估, 最後，則整 合所有計畫所獲得之數據，透過適當之風險管理方法，建立多目標與不確定性 下之灰渣風險管理與再利用方法，以尋求焚化廠所造成風險之全面且有效的降 低策略，進而研擬優化之廢棄物管理系統，以建立元件物件模型為架構之決策 支援系統，輔助廢棄物管理決策，乃為實務與學術上重要之研究課題。 本計劃將結合健康風險評估與不確定性分析，建立一套針對焚化飛灰的健 康風險管理方法，檢視現行的焚化飛灰處理政策，並提出未來管理決策之參考 依據，因此規劃第一年的研究主題為飛灰中有毒物質多介質風險評估與模式驗 證方法之研究，進一步規劃第一年工作項目，主要為建立焚化飛灰中戴奧辛與 重金屬釋出於環境後之風險評估模式，因此，必須了解戴奧辛與重金屬滲出與 傳輸之行為與國內掩埋灰渣之掩埋場概況，以及回顧分析國外相關之風險多介 質傳輸模式，並以各模式之間的比較分析建立模式驗證之方法。因此，分為以 下兩個研究目的： 1. 風險評估細部規劃與執行：對焚化飛灰戴奧辛問題進行健康風險評估細部規 劃，包括了解可能影響飛灰戴奧辛於掩埋場址, 地下水層, 及週界土壤傳輸之 因子，探討戴奧辛在土壤及地下水傳輸中之宿命界定風險產生過程中的重要 元素與作用，鑑定影響風險評估與管理之控制因子、敏感參數，與重要暴露 途徑，整合多介質傳輸與多途徑暴露模式，以及建立風險評估模式最適之空 間解析度與複雜度篩選方法。 2. 建立環境傳輸實驗與模式驗證方法：建立戴奧辛於飛灰、土壤、地下水間之 傳輸模式所需的實驗，結合貝氏理論等相關統計方法研擬多介質傳輸與多途 徑暴露模式之驗證方法，並進行模式部分驗證，提升評估準度。

二、國內外相關研究

2.1 戴奧辛的特性、來源以及對人體的傷害： 戴奧辛（Dioxin）是兩個氧原子聯結一對苯環類化合物之統稱，包含約 210 種不同的化合物，其中包括 75 種多氯二聯苯戴奧辛（Polychlorinated dibenzo-p-dioxins ， 簡 稱 PCDDs ） 及 135 種 多 氯 二 聯 苯 夫 喃 （ Polychlorinated dibenzofurans，簡稱 PCDFs ）。戴奧辛的代表型為 2,3,7,8-四氯聯苯戴奧辛 (2,3,7,8-TCDD，2,3,7,8-Polychlorinated dibenzo-p-dioxins)，毒性最強，有世紀之 毒 之 稱 。 其 毒 性 計 量 單 位 ， 通 常 以 毒 性 當 量 來 表 示 （ TEQ ， 即 Toxicity Equivalency Quantity，相對於 2,3,7,8-TCDD 毒性之當量）。 戴奧辛的產生，大致可分為以下幾類來源： 1. 自然生成：燃燒未經污染的木材也可能產生微量的戴奧辛，其濃度約在 ppt 的範圍內。 2. 工業原料製程的副產物：如用於木材防腐劑的五氯酚 (Pentachlorophenol, PCP ) 和作為除草劑的 2,4,5-三氯酚 (2,4,5-Trichlorophenol, 2,4,5-TCP) 等氯酚 類化合物，於產製過程中亦含微量的戴奧辛副產物。 3. 特定工業製程的燃燒行為：例如金屬冶鍊、以廢棄物為燃料之水泥窯、紙漿 廠紙漿加氯漂白過程、燃煤或燃油火力發電廠等的高溫製程亦可能產生。 4. 廢棄物焚化爐：一般廢棄物、事業廢棄物焚化爐於燃燒過程中，若操作條件 控制不當，也會產生戴奧辛。 根據美國 1995 年估計，都市垃圾焚化爐之戴奧 辛排放量為 1,110g/TEQ/yr，佔總量之 40.1％。 5. 其他人為的燃燒行為：香煙的煙霧、汽、柴油機動車和飛機的廢氣，以及燃 燒含氯有機物污染的東西，如露天燃燒垃圾、廢電纜、廢五金等，也是戴奧 辛的可能來源。 人類受戴奧辛暴露的機會，可來自一般環境、意外的暴露及特定工業上的 暴露；環境暴露部分，超過 90％以上的來源，係經由日常飲食中的食物攝取而 來。許多研究報告指出，工業化國家每公斤體重每日攝取戴奧辛的量約 1-3pg TEQ/kg-bw/day（或以體重約 60 公斤的成年人為例，每人每日約在 50-200pg I-TEQ/人/天），接近世界衛生組織所建議之每人每日容許攝取量 1~4 pg/kg-bw （以體重 60 公斤成年人來說，每天最高的容許攝取量為 240 pg）。

國際癌症研究中心（IARC）於 1997 年已將 2,3,7,8-TCDD 歸類為人類確定 致癌物，至於其他戴奧辛，尚無法歸類為致癌物。而美國環保署與世界衛生組 織均將戴奧辛歸類為可能人類致癌物。至於其他毒性包括： 1. 對身體系統的影響：最常見症狀為氯痤瘡，損害肝臟與免疫系統、影響酵素 的運作功能、消化不良及肌肉、關節疼痛、色素沈著、多毛症、增加皮膚脆 弱性、出疹、出水泡、視力受損及膽硬脂血症。 2. 對發育作用的影響：男性荷爾蒙減少現象。 3. 對生殖作用的影響：孕婦易致流產與產下畸型兒。 2.2 健康風險評估的理論架構與方法流程

2.2.1 定量健康風險評估（Qualitative Health Risk Assessment）

健康風險評估模式為採用一具有系統性及科學性的分析來預測環境遭受污 染後對人體以及環境產生不利影響或事件發生的機率，現今評估的模式約有三 種，分別為 NAS-NRC（1983）、RAGS（1989）及 Vincent,e.g.（1993），表 4.1 為其比較表。基本上可以看出一個完整的風險評估模式，要包含四大項，即 污染源特性、人體暴露方式和劑量、劑量造成的反應以及最終風險特徵。整體 來說，此四大項應提供下列資訊： 1. 污染源特性：包含了被評估污染物的性質、污染物釋放量、釋放形式以及污 染物在各個環境傳輸介質的特性等。 2. 人體暴露方式和劑量：也就是暴露評估（exposure assessment），包含了 （1）不同介質下（水、空氣、土壤或食物）暴露的頻率、延時和強度； （2）暴露途徑，如呼吸、吞食或皮膚吸附等；（3）暴露受體的數量、種類 和特徵；（4）其他可能影響後果的情形。 3. 劑量造成的反應：也就是劑量—反應評估（dose-response assessment），包 含在一暴露情況下，人體所接觸到的劑量對人類性命的威脅、疾病或持續的 傷害或生態環境的不利影響和傷害。 4. 最終風險特徵：包含：（1）計算隨著時間遭受不同嚴重健康衝擊的人數； （2）測量指出對自然環境和生物體不利後果的程度和種類；（3）所有計算 出風險的機率分布、信賴區間和其他能表現不確定性的平均值。

而上述四項關係可用一簡單的流程圖（圖 2.1）表示（Ott, 1985）： 污染源 污染物 的傳輸 及變化 劑量 不利影 響 暴露 圖 2.1 完整的健康風險評估流程 其中又以 NAS-NRC 的模式最為被廣泛使用，依 1983 年美國國家研究委員 會 -國 家科學 院（NRC-NAS ）發 表的紅 皮書 中，分成 四部分 ，危 害性鑑定 (Hazard identification)、劑量/效應評估（Dose-response assessment）、暴露評估 （Exposure assessment）、風險度推估（Risk characterization）：

1. 危害性鑑定：評估某特定化學物質可能產生健康損害的種類或疾病，進一步 瞭解產生傷害或疾病的暴露情況。所需之資訊包括化學物質在人體內的傳輸 途徑及與器官組織或細胞的交互作用，因此必須針對所有可能對環境造成影 響的物質，根據其物化特性與毒性做調查規劃，並進一步探討其來源與生成 機制。 2. 劑量/效應評估：主要在評估某族群暴露在毒性物質環境中，其劑量與受傷害 或發生疾病的對應關係。一般而言，即使有相當完備之流行病學研究，其人 體暴露數據可信度仍屬偏低，因此劑量效應評估常需藉由動物實驗的數據來 推估人體劑量效應，但動物數據推估仍有若干問題尚待克服。綜合而言，此 一階段的主要工作在於結合實驗、統計方法、及對反應機制之研究以估計健 康效應與暴露劑量之定量關係。 表 2.1 風險評估模式比較表 建立者 評估方式 NAS-NRC,1983 （National Research Council of the National Academy of Sciences） 1. 危害性鑑定（Hazard identification）：決定特定的化學物 是否會引起特定的健康影響。 2. 暴露評估 （Exposure assessment）：決定人們暴露的程 度。找出個體所有可能的暴露途徑，接著並計算在此暴露 途徑下個體所攝入的劑量。 3. 劑量-反應評估（Dose-response assessment）：決定暴露程 度和健康影響發生可能性間的關係。 4. 風險特徵化（Risk characterization）：人類風險種類的特 徵和程度。將風險予以量化成數據，讓讀者能了解其暴露 在此化學物質下，可能健康造成多大的響，以及影響的方 式，如是否致癌或是否對某器官造成傷害。

RAGS,1989 （Risk Assessment Guidance for Superfund） 1. 收集、分析場址特性資料，包含化合物在污染介質中的特 性。 2. 毒性評估：收集量化物質的毒性資料，可經由動物實驗而 得或是 IRIS 資料庫取得相關毒理資料。 3. 暴露評估：分析污染物的釋放特性，找出暴露的受體及暴 露途徑，接著計算出此一受體在此暴露下的攝入量。 4. 風險特徵化：顯示發生此一不利影響的特性，計算不確定 性(uncertainty)，結合所有相關的風險資訊來計算生涯致癌 風 險 (lifetime cancer risk,LCR) 以 及 危 害 指 標 (hazard index,HI)。

Vincent,1993 1. 釋放評估（Release assessment）：討論和量化風險源釋放 風險劑量進入環境中，如何與人類、動植物或我們所評估 的東西相接觸。包括釋放量、釋放時間、釋放形式以及可 能經由移動或事件而產生屬性的變化。 2. 暴露評估（Exposure assessment）：討論和量化在適當情 況下特定的人暴露接觸到風險源所釋放的風險劑量。 3. 結果評估（Consequence assessment）：討論和量化暴露在 某一風險劑量與健康或環境的關係。 4. 計 算 風險 （Risk estimation）：計算經由上述三個過程 （釋放評估、暴露評估及結果評估）所得到的風險。 3. 暴露評估：實際測量或模擬計算人體在環境中受到某毒性物質之暴露程度。 欲推估暴露量需要蒐集的資料包括污染物之實際濃度、重要的暴露途徑、污 染物進入人體的方式、實際接收的內在劑量、及受暴露的人口大小及特性與 暴露時間。一般而言，本階段主要以污染物質之傳輸與宿命以及相關人群之 生活型態為主要之分析項目，相關因子則主要考量為：與排放相關之控制參 數、污染物質之排放量與排放點、以及累積或衰變分解之各項因子。 4. 風險度推估：綜合上述步驟之評估結果以計算風險度（常以不同情況下人體 各種健康效應之機率與程度表示），以及風險度之變異性與不確定性。風險 度推估通常區分為非致癌性毒性與致癌性二類。

2.2.2 實地多介質風險評估（Site-specific Risk Assessment）

風險評估約自二十年前發展至今，其在一國家與國際間環境政策上，所扮 演的角色愈來愈重要，例如美國各屆國會不斷在重要環境法令中加入考慮風險 的規定。因此 International Program on Chemical Safety（IPCS）正從事如何將世 界各國的風險評估方法一致化的工作，短期內，IPCS 希望國際間能對不同國家

的風險評估步驟與方法相互暸解與接受，長期則希望國際間風險評估方法與步 驟能趨於一致。聯合國環境與發展會議也在憲章第十九條的計畫 A 中強調：在 公元 2000 年前，應針對數百種主要空氣汙染物與對全球環境有重大威脅之汙染 物執行國際性的風險評估；同時，對有毒化學藥品要一致地制定國際性上可接 受的暴露劑量。 為將定量風險評估的架構應用於工業活動上，在幾種風險評估方法中，實 地風險評估模式向來被公認最適合工業上之應用，也為世界上已開發國家如美 國與歐盟廣泛接受。實地位置風險評估之有別於傳統式風險評估，在於其實際 調查研究地區，污染源之排放特性，土地利用狀況，居民分佈與生活型態，以 建立實際的暴露過程，並利用當地之空氣、土壤及水體等環境因子，以估計最 接近實際情形之暴露劑量。 2.3 戴奧辛於環境介質中的傳輸與宿命(US EPA, 2000) 在戴奧辛在環境中傳輸的相關研究中，對其在環境中的宿命尚未有清楚的 瞭解，因為在許多環境傳輸的過程中都有戴奧辛在不同介質之間的複雜分佈， 有待我們深入瞭解（Suzuki et al, 2000），所以，戴奧辛排放、宿命與環境中的 傳輸行為之間的相關性之深入研究（Duarte-Davidson et al, 1997）乃為未來的研 究重點。 目前已瞭解戴奧辛類化合物在空氣中的微粒與氣相間有一定的分配比例。 控制比例的兩個主要參數為該物質的蒸氣壓及空氣溫度，具有較高蒸氣壓（含 較少氯原子）者其氣相的比例較高。由於戴奧辛類化合物具有高親脂性與低水 溶性，主要會與微粒及土壤、底泥及水體中的有機物質結合，所以戴奧辛在土 壤中被特定物質吸附後，其洩漏或揮發的能力較低。 含四個氯原子以上的戴奧辛類化合物在環境中極度穩定，唯一在環境中發 生的反應為在大氣中或土壤、水與空氣介面間未被吸附物種的光氧化及光解過 程。研究指出某些底泥裡的霉菌可以緩慢的以厭氧方式分解含氯原子高的物 種。這些降解過程大部分為去氯反應而使原本含較多氯的戴歐辛類化合物變成 含較少氯（可能毒性較高）的戴奧辛類化合物。 戴奧辛在自然環境中的傳輸移動，可經由空氣媒介傳送戴奧辛蒸氣或含戴 奧辛的懸浮微粒，經由水體傳送受戴奧辛污染的水中懸浮物，在土壤中經由風

力及水的侵蝕而移動、經由生物營養交換或由其他商業污染行為傳遞。戴奧辛 暫時貯留的地點，有土壤、底泥及含戴奧辛的物質，隨後進入環境循環中或沉 積在未被翻攪過的土壤及底泥。吸附於土壤的戴奧辛類化合物最終的命運為留 在原地或侵蝕土壤而流入水體，進入水體的戴奧辛類化合物主要會逐漸沈澱至 底泥部位而被吸附，少部分則被水中生物體攝取或吸收，並具高度生物濃縮 性，易透過食物鏈轉移到人體。即使隨著飛灰進入大氣中的戴奧辛類化合物也 會經由光解或乾、濕沈降而自大氣環境中移除，所以一般而言，戴奧辛類化合 物在環境中最終的儲存庫為水中底泥。 2.3.1 戴奧辛在大氣環境中的傳輸作用 戴奧辛類化合物排放到大氣中後，會經過空氣的傳輸及沈降作用而廣泛的 散佈於環境中。Hites and Harless (1991)在美國環保署評估戴奧辛類化合物散佈 現象的報告中指出，土壤及底泥中的戴奧辛同質物種中（大部分為高含氯 者），有很大部分背景濃度係產生自燃燒過程中所產生的戴奧辛類化合物經過 大氣環境的傳輸與轉化作用而逐漸累積的。 由於大氣中戴奧辛類化合物傳輸機制之研究僅有十餘年之歷史，即使到目 前並無一廣泛被接受的模式來決定燃燒的煙囪中戴歐辛類化合物在氣相與固相 的分佈值（Vapor/Particulate, V/P 值）(Bidleman, 1988)。可能影響此分佈模式的 不確定因素包括下列數項：戴奧辛類化合物通過顆粒內層界質所需的滯留時間 較長、採樣的探針係處於不良的環境（燃燒氣體）中運作、過濾袋溫度因熱空 氣而上升、以及在飛灰捕捉器與蒸氣捕捉器兩者連結部份的冷凝作用等。 Hippelin 等人 在 1996 年的報告提供了有關戴奧辛類化合物在氣相與固相間的分 配關係（partitioning）相當完整的資訊。 2.3.1.1 乾沈降 乾沈降包括乾粒子沈降及蒸氣相沈降，對某戴奧辛類化合物分子而言，透 過乾粒子沈降或蒸氣相沈降而沈積所佔的比例大小取決於該戴奧辛類化合物分 子的 V/P 值。首先，被特定粒狀物質吸附的戴奧辛類化合物可經由重力沈降或 大氣紊亂擴散而沈降到地面。其次，戴奧辛化合物可經由氣相擴散而沈降於土 壤、植物或水體表層。

影響戴奧辛類化合物分子乾沈降流通量（速率）的主要因素是（1）氣象影響 （2）影響 V/P 的化學因素。控制微粒自高處傳輸至某鄰近表面速度的主要因素 是重力與紊流擴散。主要控制粒狀物質在大氣中沈降作用的因素是重力作用及 紊留擴散。一般來說，大氣中的較大粒徑微粒（大於 20μm）會迅速的經由重 力而去 除(Kaupp et al., 1994)。粒徑小於 20μm 的微粒會經由紊流擴散及 Brownian 擴散，緩慢的透過 10-1cm∼10-2cm 的線性流薄層而逐步去除。影響小 粒徑微粒沈降速率之因素包括：微粒的直徑及質量、大氣紊流及接觸表面與植 被的摩擦力與型態。 許多研究指出，除了含七、八個氯原子的戴奧辛分子物種外，所有戴奧辛 類化合物自大氣中透過沈降作用傳輸至多葉植被表層及地表的速率主要取決於 氣相沈降。而植被或土壤暴露於含七、八個氯原子的戴奧辛分子物種的情形， 主要透過乾燥微粒及濕沈降作用而發生。因為土壤通常被植被或岩屑所覆蓋， 不易作為器相及固相交換之介面，因此由氣相直接沈降至土壤表面並不是戴歐 辛類化合物分子沈降之主要機制。影響戴奧辛類化合物分子由氣相沈降至地表 的主要因素包括鄰近空氣中戴奧辛類化合物的濃度、地表植被暴露的範圍、植 物的型態及覆蓋密度、以及空氣的阻力(McLachlan et al., 1995; Simonich and Hites, 1995)。 2.3.1.2 濕沈降 在濕沈降的情況下，戴奧辛類化合物可經由下列兩種方式進入土壤或水體 進而影響到植被：戴奧辛可溶解於降雨之中或吸附在因降雨而沈降至地表的特 定物質上。長期來說，濕沈降較乾沈降在戴奧辛自大氣中移除的總沈降量中占 有較大的比重。濕沈降也是去除大氣中小粒徑物質的主要機制。對於去除被吸 附在微粒上的化學物質來說，濕沈降的流通量是微粒去除速度與各種不同粒徑 的微粒上化學物質濃度的乘積。 戴奧辛在空氣中的物理性去除途徑主要為濕沈降（降雨）、微粒乾沈降 （微粒重力沈降）與氣相乾沈降（氣相戴奧辛被植物表面吸收）(Rippen and Wesp, 1993; Welsch-Pausch et., 1993)。一般而言，降雨是去除空氣中戴奧辛最有 效率的方法。

2.3.2 戴奧辛在土壤中的傳輸機制 在戴奧辛透過乾沈降或濕沈降的方式沈降到土壤或植物表面之後，可能會 經由光解反應或揮發作用而有一部份的消耗掉被分解而消耗掉。被分解消耗掉 的消耗掉其降解的程度受到氣候因素、土壤特性、消耗掉的濃度與物理性質 （特殊鍵結、溶質）而影響，一般而言並不易加以估計(Nicholson et al., 1993)。 雖然某些研究已以量化方式評估土壤中戴奧辛的傳輸作用，戴奧辛類化合 物的低水溶性、高 Koc 值（有機碳分配係數）、以及其不易分解的化學特性使 得土壤因侵蝕作用而進入水體可能是戴奧辛類化合物由土壤表層傳輸之水體最 主要的傳輸機制（因土壤侵蝕作用而自土壤移除至水體中）。因為戴奧辛類化 合物具有低水溶性及低蒸汽壓，在表土下層（表面數公釐下）之戴奧辛會被緊 密吸附在土層中而僅能呈現微幅向上或向下的垂直移動，尤其是含碳量高的土 壤(Paustenbach et al., 1992; Nicholson et al., 1993)。

2.3.2.1 粒狀物及底泥對戴奧辛之吸附作用 大部分的戴奧辛類化合物均是以與微粒相關的方式進入水體環境，例如透 過大氣微粒的乾濕沈降作用、因土壤侵蝕/洪水沖刷而進入水體、或因都市或工 業的固體排放而進入水體，即使在進入水體環境之後，戴奧辛仍會以與該微粒 吸附的方式存在於水體環境中。近年的研究已指出進入水體環境的戴奧辛會像 其他親脂性、低水溶性有機物質一樣，吸附在水中懸浮物質或其他溶解性有機 物質（如腐植物質）上(Muir et al., 1992)。 Broman 等人 (1992)分析波羅地海的海水樣品以取得該地戴奧辛濃度之環境 背景值。結果顯示被吸附在微粒（>0.45 mm）上的戴奧辛類化合物濃度範圍為 0.170 至 0.390 pg/L，平均則為 0.230 pg/L（佔總戴奧辛類化合物濃度的 66 ％）。而「表面上」呈現溶解狀態的戴奧辛類化合物濃度濃度範圍為 0.036 至 0.260 pg/L，平均則為 0.120 pg/L（佔總戴奧辛類化合物濃度的 34％）。隨後之 計算結果亦顯示，表面上溶解的戴奧辛類化合物濃度中大概只有 0.07 pg/L 是真 正溶解在水中的部分。 2.3.3 戴奧辛的光解作用

2.3.3.1 溶液中的光解 光解是水體與土壤，甚至大氣環境中戴奧辛類化合物濃度最重要而明顯的 降解過程。戴奧辛類化合物可以吸收大於 290nm 的電磁輻射（照射到地表日光 的最低範圍），因此可預期其可被日光加以光解。許多研究已指出戴奧辛類化 合物濃度在有機溶劑中光解的速率遠較在水中為快，主要遵循一級反應之機 制。因為低揮發性高親脂性的物質其實驗參數不易控制，故對於自然水體、被 土壤或微粒吸附、氣相環境中戴奧辛類化合物所進行的光解實驗較少進行。戴 奧辛類化合物的光化學反應已有 Miller 和 Zepp (1987)，Choudry 和 Webster (1987)，及 Atkinson (1996)等數篇研究進行評論。光解反應的產物非常複雜，因 此一般研究中無法質量平衡加以確認。雖然戴奧辛類化合物的光解途徑並不能 十分明確的加以確認，但可以確定主要係經由光解去氯作用而形成含氯較低的 化合物。研究亦指出溶解於有機溶劑的戴奧辛類化合物的光解產物與吸附於表 面或氣相者之光解產物不同。在溶液中進行的光解反應顯示氯原子位置在 2, 3, 7, 8 位置者較在 1, 4, 6, 9 位置者降解速度快。而在乾燥表層、吸附於土壤、氣 相的戴奧辛類化合物之光解反應則觀察到相反的趨勢。 許多研究指出溶液中戴奧辛類化合物的光解去氯作用遵循一級反應之機 制，且側面位置的氯較易去除。戴奧辛類化合物之光解反應在純水中速率較 慢，但反應速率隨著溶劑提供氫離子能力的增加（如使用 hexane、benzene、 methanol、acetonitrile、hexadecane、ethyl oleate、diozane、isooctane 作為溶劑） 而提升(Wagenaar et al., 1995)。在溶劑或純水中進行的戴奧辛類化合物光解反應 並不能完全正確的反應自然水體中所發生的光解反應。自然水體含有多種懸浮 物質及溶解有機物質可以阻礙或增強戴奧辛類化合物光解反應的進行。但目前 僅有少數研究使用陽光及天然水體進行戴奧辛類化合物的光解反應。(Tysklind and Rappe, 1991; Silvils et al., 1995)

2.3.3.2 土壤中的光解

目前已有關於土壤中戴奧辛類化合物光解的報告被提出，但影響光解的因 素及光解程度尚未十分明瞭。由目前資料得知，戴奧辛類化合物在土壤中之光 解反應僅在 UV 能穿透的土壤表層（土壤表層數釐米的部份）進行，且脫氯作 用主要發生於周圍(peri)位置。可能因為土壤阻擋光源，故即使在土壤表層，光

解速率也明顯較相同深度的溶液中慢。在表層之下之光解並不是明顯可觀察到 的化學反應，而深層土壤中戴奧辛類化合物也不易發生降解反應(Kieatiwong et al., 1990)。 在土壤中加入溶劑可以增加光解反應的速率。Botre et al.（1978）指出土壤 中 8 μg/L 的 2,3,7,8-TCDD 溶於 0.02 M 的 hexadecylpyridinium chloride 中可以 在 4 小時內降解。Kieatiwang（1990）指出在含有 2,3,7,8-TCDD 的土壤中加入 hexadecane 可增加光解的速率，並且可繼續在無 haxedecane 的情況下持續進行 2,3,7,8-TCDD 的光解作用。 2.3.3.3 微粒相光解 Mill et al. (1987)研究被空氣中懸浮的小粒徑飛灰微粒吸附的 2,3,7,8-TCDD 的光解反應。飛灰可以保護 2,3,7,8-TCDD，使得在 40 小時的光照後，2,3,7,8-TCDD 僅有微量減少（∼8％）。 2.3.4 水解 目前並無明確證據顯示戴奧辛類化合物在環境中會進行水解反應。由於戴 奧辛類化合物的氯原子係鍵結於芳香環上，故增加了戴奧辛類化合物在水中的 穩定性(Leifer et al., 1983; Miller and Zepp, 1987)。

2.3.5 戴奧辛類化合物在環境中的濃度變化趨勢 天然發生的火災會產生微量的戴奧辛類化合物，顯示此種化合物在環境中 有微量的背景濃度存在。但一般相信環境中戴奧辛類化合物主要的來源還是人 為工業生產及燃燒行為所排放。故近年來環境中濃度應比以往沒有工業活動時 期提高許多。然而，藉著工業技術的改良可使此趨勢逆轉，以降低排放及環境 中戴奧辛類化合物之濃度。類戴奧辛化合物可藉由以下方法降低排放：使用無 鉛燃料、觸媒轉化器及減少含鹵素的燃料添加物，改變製紙過程，控制焚化爐 的排放，降低氯酚類的中間物及產品的製造及使用等等。 西元 1930 年前美國環境中的戴奧辛類化合物與多氯聯苯的濃度並不高，但 其濃度持續上升至 1970 年，之後就因工業排放的控制而逐漸降低直到現在。最 能支持此項推論的證據為沈積底泥中戴奧辛類化合物濃度的研究。底泥中的戴

奧辛類化合物濃度可作為大氣沈降速率的指標。底泥中戴奧辛類化合物與多氯 聯苯的濃度在 1930 年左右開始上升，且持續增加直至 1970。從 1970 年開始下 降，一直到最近（1990）的樣本仍呈現此項趨勢。來自美國境內 20 個湖泊及河 川，七個不同的研究的底泥樣本資料均支持這個趨勢。而在數個歐洲國家關於 底泥的研究也有相似的趨勢。(US EPA, 2000) 2.4 戴奧辛暴露評估模式之發展 美國環保署也針對戴奧辛在環境中的傳輸行為進行探討，其內容詳列於戴 奧辛再評估（Dioxin Reassessment）(U.S. EPA, 1990) 報告書。戴奧辛再評估 （Dioxin Reassessment）是整合美國國內政府及學者意見後所完成的一部報告 書。最早可回溯到 1988 年，由美國環保署公告的暴露量評估草稿，直到最近的 2000 為止，經過的政府及各界專家不斷交換意見修改並加入健康風險評估及摘 要整合，多出第二部及第三部份後，成為目前的這份戴奧辛再評估（Dioxin Reassessment）初稿。戴奧辛再評估（Dioxin Reassessment）總共分為以下三部 分：第一部份名稱為『戴奧辛其相關化合物暴露評估』，第二部分名稱為『戴 奧辛及其相關化合物之健康風險評估』，第三部分名稱為『摘要整合和戴奧辛 及其相關物質之風險描述』。其中主要的第一部份內容為介紹戴奧辛及其相似 物質之暴露評估，內容包括戴奧辛排放源、環境中的物化特性、環境中宿命與 傳輸行為、人體暴露之背景值等，同時也清楚說明近年來有關戴奧辛於暴露評 估中的相關模式發展。

多介質傳輸轉換模式可分為「篩選層級模式」（screening level models）、 「機制型模式」（mechanistic models）二類。第一類模式主要為多介質區間模 式（multimedia compartment modeling），由 Mackay 等人首先在 1979 年提出的 逸散模式（fugacity model）為代表。逸散（fugacity）表示化合物從一個環境介 質區塊（compartment）逃漏到另一個環境介質區塊的傾向，化合物的逸散模擬 都使用像 Kow、亨利常數與溶解度等一般的簡單宿命傳輸參數，同時逸散模擬 是建立在平衡的觀念，而且系統中所有的區塊都是相同的逸散平衡狀態。相關 模式有 CALTOX (DTSC, 1993)是一個曾被用於關於風險評估立法公聽會的地區 逸 散 模 式 。 Cohen 和 Ryan 於 1985 提 出 MCM （multimedia compartment model ） 模 式 ， 特 別 針 對 戴 奧 辛 類 化 合 物 在 計 算 環 境 介 質 之 間 的 轉 換 因 子

（intermedia transfer factors）提供了數種的演算法，接著 Cohen 等人在 1990 年 介紹了具有空間變異性的空間多介質區塊模式（spatial multimedia compartment model）。Travis 和 Hattemer-Frey 在 1991 年提出了逸散食物鏈模式（Fugacity Food Chain model），其主要假設是大氣中的戴奧辛濃度可由經驗連結至水體、 土壤以及蔬菜的濃度，接著又可連結至農產品、肉類、牛奶、雞蛋以及魚類的 濃度，他們同時將他們模式預測暴露介質濃度的結果與文獻作比較，發現他們 的方法是具有可信度的。 在傳輸途徑中，空氣植物介面是戴奧辛逸散模擬中被廣泛研究討論的，這 是一般認為對吸附性很強的戴奧辛而言，這個傳輸途徑遠比土壤至植物之間的 傳輸重要。Trapp 和 Matthies 在 1995 年的空氣/土壤至植物的模式系統中廣泛討 論相關議題；同時，McLachlan 等人在 1995 年建立一個考慮氣相戴奧辛在空氣 至植物介面轉換因子方法的逸散模式。這些模式所使用的演算法有相似性也有 相異性，但均屬「篩選層級模式」，其特徵是在環境多介質區塊之間是平衡與/ 或穩定狀態的、缺乏空間與時間上的解析，以及生物傳輸（biotransfer）與生物 濃縮（bioconcentration）的觀念，只是環境介質濃度與生物體濃度之間的簡單 關係等。 另一類「機制型模式」則較具理論基礎，包含更多的空間與時間上的解 析，嘗試模擬真實的宿命傳輸機制而不只是由資料憑經驗建立的模式，可以建 立更複雜的傳輸模式，並針對不易取得充分資料的實地場址作參數分析。因為 多介質環境本身的複雜性，污染物宿命的模擬一般都傾向保持簡單，可是仍有 一些特定具有複雜性的模式適於應用戴奧辛在多介質環境的傳輸模擬，像 ISCST3 模式就是用來評估煙道廢氣排放戴奧辛類化合物所造成的衝擊，這模式 包含了複雜地形地勢、變化的天氣狀況、戴奧辛氣固相分配等因素的考慮，並 由每小時的氣相資料來模擬每年戴奧辛在大氣中的傳輸與沈降以得到長期平均 濃度與沈降量；WASP4 模式是另一個機制型模式，用來廣泛討論戴奧辛在安大 略湖中的生物累積現象 (U.S. EPA, 1990)。 由以上的文獻回顧，我們可以發現有關戴奧辛在環境中傳輸的模式建立， 主要針對污染源來自煙道廢氣中的戴奧辛作傳輸及風險的研究，但針對戴奧辛 污染源是來自飛灰固化後掩埋污染土壤與地下水的狀況，並未有深入的研究探 討。

2.5 健康風險評估中的不確定性分析 2.5.1 健康風險評估中不確定性問題的來源 不確定性乃指估計與真實之間的差異，所以，在生活環境的許多真實現象 中都存在著不確定性，Benjamin ＆Cornell（1970）將不確定性分為物理、統 計、模型三種不確定性。以風險評估而言，造成不確定性的原因，可能由於對 污染物質之所以產生健康風險的背後種種機制、過程缺乏完全的知識；亦可能 由於風險之估計牽涉到隨不同時空或個體而變異之因子（如不同個體有不同呼 吸頻率）。變異性是指在空間、時間、物理與個別所造成的變異或是人口與大 族群等因素所造成；而不確定性是指由省略 (omission)、描述 (specification)、量 測 (measurement)與外推 (extrapolation)的誤差等因素與資訊的缺乏所造成(Cullen, 1995；U.S. EPA, 1997a；Nauta, 2000)。

Finkel (1990)則將將風險評估中的不確定性來源有系統地分為四個類型，分 別 為 決 策 規 則 不 確 定 性 (Decision Rule uncertainty) 、 模 式 不 確 定 性 (Model uncertainty)、參數不確定性 (Parameter uncertainty)與變異性 (Variability)。

1. 決策規則不確定性：主要來自風險管理者主觀決策的不同，因此對整個風險 分析的架構會有很大的影響，以致於對風險評估而言，是不確定的重要來 源，但是其所造成的不確定性，卻是難以分析量化的。 2. 模式不確定性：所有風險評估中運用到的大大小小模式，包括從動物實驗模 式來研究人體健康效應、劑量 反應模式來外推低濃度時的健康效應、預測 環境介質濃度的多介質環境傳輸模式以及推估人體暴露劑量的多途徑暴露模 式等，都有可能是模式不確定性的來源；造成模式不確定性的原因，一是模 式本身即是複雜真實世界的簡化，所以必有誤差，二是選用不適當或錯誤的 模式造成更大的誤差（Burges and Lettenmaier, 1975）；因此，需透過模式確 認及模式驗證方法來處理模式不確定性。參數不確定性：其來源一是當模式 中方程式所需的參數資料，因為技術或儀器的限制，無法精確與準確地量 測；二是複雜的時間上以及空間上的差異，造成有限的資料無法充分描述其 變異性；三是根本沒有或無法直接取得數據，必須由舊有文獻及報告書，來 推求與假設所需參數。 4. 變異性：指在空間、時間、物理與個別所造成的變異或是人口與大族群等因 素所造成；雖然，不確定性可經由收集更完整精確的資料與選用更適合的模

式來降低，但是真實的變異性並無法因為更廣泛的量測或更正確的資料而降 低（Nauta, 2000; U.S.EPA, 1999）。 所以進一步細分，在風險分析架構中，主要影響不確定性的來源包括決策 規則的不確定性、風險分析架構的不確定性、模式設備特性描述的不確定性、 宿命與傳輸模式的不確定性、人體暴露與風險理論的不確定性及人體健康影響 的不確定性等六項(U.S. EPA, 1999)。 2.5.2 參數不確定性分析與量化方法 2.5.2.1 重要參數的選取 選取對模式有重要影響之參數的方法，已廣泛地發展應用於解決化學結構 與統計上的問題，包含多重迴歸（multiple regression models）、quantitative structure activity relationship（QASR）和 cluster analysis 等方法（Fowlkes et al., 1998; George and McCulloch, 1993; Kubinyi, 1994），這些方法都是能從大量的 參數集合中，找出能清楚描述一個特定系統行為的最小參數集合（Maddalena et al., 2001）。在風險評估中，目前多是透過敏感度分析，對複雜模式中的眾多參 數 ， 依 其 相 對 重 要 性 及 對 模 式 結 果 的 影 響 作 排 序 （ Iman &Conover, 1980; Morgan and Henrion, 1990）。

2.5.2.2 參數分佈的建立

因為資料的不足，往往使我們無法清楚知道一個輸入參數最適合的分佈模 式（例如是常態或對數常態分佈？），所以有關參數真實的統計分佈所造成風 險評估中不確定性的影響，仍是未來的研究重點（Maddalena et al., 2001）。

Cullen 等人在 1999 年整理出可有效求取參數分佈模型的方法，包括由 probability plots 與 goodness-of-fit 等統計檢驗法來評估某機率分佈與數據之相符 程度，以決定輸入的分佈模式，或由 matching moments estimator 與 maximum likelihood estimators 等方法直接估算機率分佈模型之參數。

2.5.2.3 變異性的數值模擬方法 模擬是以假設的參數集合與真實狀況構想的模式為基礎，不斷重複複製真 實世界的過程（Ang 和 Tang, 1984），所以，模擬可以是透過實驗模擬的或是 概念模式模擬，但實驗模擬可能是昂貴又不方便的，因此透過模式的數值模擬 較被喜歡而被廣泛採用，有一些方法是以模仿隨機採樣（simulated random sampling）為基礎，經由模式來進行模擬輸入參數分佈的繁衍（propagation）， 最有名方法的就是簡單的蒙地卡羅模擬方法（Monte Carlo simulation）。

在 1940 年代，由 Ulam 等人共同研發的方法，最早是用來解決數學整合性 問題的方法（Cullen & Frey, 1999），屬於一種統計方法，因為具有以下優點 （Morgan and Henrion, 1990），因此被廣泛用來繁衍暴露評估中的不確定性： 一是即使暴露模式再如何複雜，仍可將大量參數集合的變異性，進行繁衍，得 到可由一般統計量描述的分佈結果；二是描述分佈結果的統計參數之精確度， 是獨立於模式輸入參數數目；三是透過敏感度分析，每個參數相對重要性，可 由輸入與輸出參數分佈之間的相關係數排序而得；四是可透過強大的電腦與套 裝 軟 體 計 算 ， 使 得 蒙 地 卡 羅 較 其 他 方 法 更 為 簡 單 快 速 （ Maddalena et al., 2001）。同時，蒙地卡羅方法亦有以下缺點，值得我們研究改進：一是所有的 輸入參數都必須建立分佈，但是有效建立分佈的方法才正在發展中（Mckone et al., 1996; USEPA, 1997; Cullen & Frey, 1999）；二是資料不足根本無法有效建立 輸入參數的分佈時，分析出來結果的可信度低（Bonvicini et al., 1998; Guyonnet et al., 1999）。

Paustenbach 等人（1992a）用蒙地卡羅方法建立戴奧辛在住宅區與工業區 的土壤清除標準，暴露途徑包含皮膚接觸、土壤食入、灰塵吸入和魚類攝取， 對每一個參數而言，數值範圍和分佈假設是均一的（uniform）；Anderson 等人 （1992）用蒙地卡羅方法描述戴奧辛在美國鄰近造紙廠吃魚人口的不同暴露濃 度分佈；McKone 和 Ryan 在 1989 年建立一個以簡單穩態傳輸因子 PEFs 為基礎 的暴露評估流程，這些因子主要應用在兩個暴露途徑，包括空氣/植物/食物和土 壤/植物/食物，這是一個蒙地卡羅運用於估算暴露介質濃度並描述像攝食率等暴 露行為的分佈之變異性的例子，這樣的程序被驗證於戴奧辛與四個暴露途徑： 蔬 果 、 穀 類 、 肉 類 與 蛋 製 品 的 食 入 ； 兩 個 最 近 的 評 估 研 究 （ Cullen, 1995; Keenen et al., 1995）把焦點放在以模式模擬焚化廢氣直接暴露途徑中戴奧辛的

衝擊，Cullen 經由鄰近都市焚化爐的產品消耗成長來調查戴奧辛的暴露，她的 研究包含數個模擬戴奧辛在蔬菜中濃度的參數，並經由分解分析試圖去評價出 哪個參數在模式模擬戴奧辛在蔬菜中濃度時具有最大的不確定性；Keenen 等人 也從另一個焚化爐評價另一個戴奧辛的直接路徑，模擬的焚化爐是有害廢棄物 焚化爐，評價的暴露途徑是食用牛肉途徑。他們導入一個使用 nested loop approach 的二維蒙地卡羅方法來分別描述不確定性和變異性的特性。在不確定 性的部分，他們描述了包含模擬戴奧辛從空氣到植物到動物途徑後牛肉濃度的 特徵，在變異性部分，他們則描述各種途徑相關數值的特徵。變異性認為包含 農田相對於焚化爐的位置（因此大氣擴散模式會模擬預測出不同戴奧辛濃度與 沈降）、個人的體重、人的牛肉攝食率和人的暴露時間等。在 nested approach 中，牛肉濃度的評估是使用食物鏈模式以及參數選取是從不確定參數的機率密 度函數取得，然後第二步 nested 程序模擬結合牛肉濃度不確定性計算的劑量攝 取率分佈。他們由分析的結果建議經由食用有害廢棄物焚化爐附近牛肉所暴露 戴奧辛的總不確定性會包含三個 order 的大範圍，而不確定性主要來自個人內在 的變異性。 以上論文廣泛地討論將蒙地卡羅方法應用於戴奧辛健康風險評估的不同方 式，特別著重在輸入參數分佈的選擇，在一些案例中，假設均一的分佈是因為 缺乏需要支持更複雜分佈的資料。以上研究只是將蒙地卡羅方法應用於正在蓬 勃發展中有關戴奧辛暴露與風險評估研究領域的一小部分，例如，應用蒙地卡 羅方法處理地下水污染以及像喝水、室內空氣吸入和皮膚接觸水等暴露途徑的 問題，也已被研究調查（McKone 和 Bogen, 1991），雖然這樣的研究工作並非 特別針對戴奧辛，但也對瞭解蒙地卡羅方法流程有幫助；同樣的 Paustenbach 等 人也在 1991 年到 1992 年出版應用蒙地卡羅方法處理其他化學物質的論文。 除了蒙地卡羅方法之外，模糊集合理論的也是近年來的重要發展，將蒙地 卡羅模擬與模糊理論作比較，在適用性上，Bonvicini（1998）強調在電腦性能 強大且機率密度函數是完整的情況下，使用以蒙地卡羅為基礎的傳統統計方法 在量測不確定性上是可以達到的。然而當輸入參數資料缺乏或稀少且電腦效能 不佳的情況下，使用模糊運算的方式是一個量化不確定性有效的選擇。對於兩 者在風險分析不確定性描述上，Guyonnet（1999）指出以模糊集合計算方式在 風險分佈的擴張性上是較蒙地卡羅方法顯著。其原因在於模糊計算考量到所有

參數可能的結合，而非藉由傳遞（如乘法）的方式將參數值的不確定性表達在 計算結果上。且在蒙地卡羅的計算上，其情境設計為較低機率的參數相對在隨 機挑選的選擇上亦低，故造成擴張性較低的現象。 因為蒙地卡羅方法較適用於大部分重要變數的可靠分佈資料都能取得的情 況下，所以如果實場監測資料不足時，採用模糊集合方法來計算本研究中的不 確定性似乎是較佳的選擇，同時也可與蒙地卡羅方法的結果作深入的比較分 析，瞭解兩方法運用於解決本研究中參數不確定性問題的優劣，進而選擇最佳 的分析方法。 2.5.2.4 結合貝氏定理進行資料更新 將 蒙 地 卡 羅 模 擬 結 合 貝 氏 定 理 的 貝 氏 蒙 地 卡 羅 方 法 （ Bayesian Monte Carlo，簡稱 BMC）的基本概念於 1980 年由 Spear 與 Hornberger 提出，起源於 瞭解與改進研究資料不足的普遍狀況，有關貝氏蒙地卡羅方法的研究近十年中 仍在發展中，有用於水質模式的不確定性處理（Dilks et al., 1992）；初步探討 用於環境健康風險評估模式之不確定性處理的可行性（Brand & Small, 1995）； 評估與降低地下水傳流與傳輸模式中的不確定性（Sohn et al., 2000）等。 從文獻中總結貝氏蒙地卡羅方法的優點有：一是已有足夠的理論基礎，可 應用至其他健康風險評估中不確定性問題的處理；二是因為健康風險評估是由 許多大小模式連結而成，貝式蒙地卡羅可同時於多點進行資料更新；三是實場 採樣調查與實驗室研究資料都可有效且隨時更新模式參數，以降低不確定性； 四是結合貝式的更新能力，可確認進一步收集哪些資料能有效降低不確定性。 到目前為止，BMC 仍處於理論發展階段，實際案例的研究佐證，仍明顯缺 乏，尤其應用於處理暴露評估中的不確定性問題，仍有相當大的發展空間。 2.5.3 暴露評估中的模式驗證理論與方法 暴露評估過程中，必須得知環境中各介質及食物鏈中，各污染物的分佈與 濃度。由於針對各環境介質的採樣與污染物檢測，耗費龐大的費用及時間，因 此評估過程中需仰賴複雜的多介質傳輸與轉換模式模擬。模式化模擬固然節省 下許多的時間與費用，但是模擬結果的可信度 (credibility)，卻是風險管理中決 策者所關心的，可信的模式為使用者有足夠的信心於其科學與管理決策的基

礎。因此，未提供模式的可性度，暴露評估的過程中，模式的確認 (verification) 與驗證 (validation)是不可或缺的。 模式驗證的意涵並不是為了審視科學理論的正確性與否，對每個模式化模 擬的計劃也並非是絕對必要的，驗證的意義在於該模式在該『特定的』預期使 用下，所達到的模式展現力(performance)能被接受(Rykiel, 1996)。因此，模式驗 證之前必須釐清：模式的目的、展現力的準則以及模式的內涵。 1. 確認 (Verification)：模式確認是檢視模式架構是否正確的過程，確認的錯誤 包括機制上(mechanical)與邏輯上(logical)的錯誤。機制上的錯誤為電腦模式化 編譯過程中，可以因為疏忽而造成數學公式錯誤的建立，造成輸出結果不正 確或發生在某些未預料的情況中。因此機制上錯誤的確認，為檢視科學原理 如何忠實、精確地轉換到電腦編碼與數學形式中。確認模式與模式在真實系 統有效地展現是不相同的，確認後的模式(verified model)並不表示為有效的模 式(valid model)。

2. 校正 (Calibration)：校正為對模式參數 (parameters)與常數 (constants)所做的估 計與調整，用來改進模式輸出與原始資料的一致性 (Rykiel, 1996)。

3. 驗證 (Validation)：在模式的預期適用範圍內，驗證的過程證明了模式具有滿 意的精確性幅度 (Sargent, 1984)。在模式運算上的驗證，此論證包含了模擬資 料與經由真實系統觀察、量測所得到資料的比較 (Mayer and Butler, 1993； Beck et al.,1994)。驗證代表了模式在特定情況下能達到展現力標準，所謂的 特定情況包括了所有模式中對真實系統所做明確與含糊的假設，因此驗證後 模式的背景如果改變，此模式便必須再驗證。 模式驗證的意涵並不是為了審視科學理論的正確性與否，對每個模式化模 擬的計劃也並非是絕對必要的，驗證的意義在於該模式在該『特定的』預期使 用下，所達到的模式展現力（performance）能被接受（Rykiel, 1996）。因此， 模式驗證之前必須釐清：模式的目的、展現力的準則以及模式的內涵。 Sargent（1984）對模式模擬的程序描繪出一個簡化的架構，在它的觀點 下，唯有當符合運算有效性（operational validity）、概念有效性（conceptual validity）和資料有效性（data validity）時，該模式才稱為已經驗證。Rykiel （1996）將此架構圖修改後如圖 2.2。

1. 運算的驗證（operational validation）為一檢定的協議，用來論證模式結果達 到模式目的要求下的展現力標準，當模式結果符合觀察資料，則此模式適於 代表該系統；然而，並不保證模式的科學基礎與內部結構，符合真實系統中 的起因─效應（cause-effect）的關係。 圖 2.2 模式模擬循環與驗證程序架構（Rykiel, 1996） 2. 概念的驗證（conceptual validation）的意思為：在概念化模式（conceptual model）下的理論與假設是正確的，或至少是合理的，而且模式對問題或系統 的表現，在結構上、邏輯上和數學上是合理的。概念的驗證被視為對模式的 科學內涵可以接受的正當理由，但並不保證該模式將會作精確的預測。評斷 模式的展現力，資料並不是絕對可靠的標準（Fagerstrom, 1987）。 3. 資料的驗證（data validation）擔保資料達到特定的標準（QA/QC），此有效 性 不 僅 在 於 資 料 本 身 ， 對 於 資 料 的 闡 釋 也 同 樣 地 並 需 經 過 論 證 （ Rykiel, 1996）。我們顯然無法期望電腦模式能提供比可獲得資料更精確、準確的結

果；但在測量技術的限制下和我們對系統認知的主觀偏差下，模式有可能更 能表現出真實性。 圖 2.3 以資料取得程度和資料瞭解程度對驗證程序分類（Rykiel, 1996） 驗證檢定包括了對系統展現力定性與定量的方法，Rykiel（1996）將各種 驗證程序，以資料的取得程度和對資料的瞭解程度，作一概要的分類（圖 4.3）。 模式驗證將採用的方法有表面驗證（face validation）和統計驗證兩個層 次。表面驗證為將模式模擬值與實地檢測值以散佈圖描繪出來，以成對數據比 較其空間或時間上的趨勢是否為一致，如果答案是肯定的，可以推測該模式 『 可 能 』 有 效 地 預 測 該 案 例 ； 如 果 答 案 為 否 定 的 ， 則 必 須 回 頭 重 新 校 正 （calibrate）模式中參數的假設與常數的估計，重新模擬並再驗證。 統 計 工 具 最 常 用 來 作 為 定 量 的 模 式 驗 證 方 法 ， 其 中 線 性 迴 歸 （Linear Regression）已廣泛地應用在各種領域，但此方法的應用仍有許多爭論，如虛無 假設（null hypothesis）的意義不明確（Mitchell, 1997）。除此之外，Eduljee and Gair（1996）為驗證 PCDD/F 在食物鏈傳輸，應用了簡單的比值法比較模擬 值 與 觀 測 值 ； Mitchell （ 1997 ） 提 出 了 概 念 簡 明 易 懂 的 『 信 封 法 』

（envelope），以及近期發展應用貝式定理（Bayes Theory）的方法，提供我們 在進行多介質傳輸與轉換模式驗證時的許多參考。 所以本研究中將特別針對焚化飛灰中戴奧辛與重金屬可能造成各環境介質 中的分佈，進行多介質傳輸與轉換模式的確認與驗證。將針對模式模擬的目 的、尺度和參數資料特性，選擇除了傳統表面驗證之外其他更具效率與可信度 的統計驗證方法，並對模式作適當的修改，以達符合實際且具效率之預測需 求，降低風險評估過程中模式所造成的不確定性。

三、研究方法

飛灰有毒物質多介質風險評估與模式驗證方法之研究 一、風險評估細部規劃與執行 首先以決策分析方法及影響圖（influence diagram）（如圖一 初步之焚化飛 灰戴奧辛決策影響圖）和多目標決策樹（decision tree）等決策工具界定焚化飛 灰處理與處置之戴奧辛溶出問題、目的與可能之選擇方案。決策問題的基本要 件包括：需下的決策層級與次序、面臨的不確定事件、決策結果、以及結果的 評價方式。影響圖以圖形界定決策問題之架構與各基本要件間的關係；而決策 樹又將量化的細節納入決策問題之架構中。 圖 3.1 為一初步之決策影響圖，用以界定風險產生過程中的重要元素與作 用。首先先建構包含焚化處理的整個廢棄物系統，其中廢棄物處理政策、空污 控制系統與飛灰處理方式都是直接影響戴奧辛類化合物產生的主要元素，當戴 奧辛已從飛灰排放入各環境介質中，如污染土壤地下水後，如何在環境中流佈 而接觸受體，進而應否與如何降低風險（例如整治），亦均為決策之一部分。 經由這些傳輸模式，我們就可得到受體在特定的時間和空間下，所接受到 的濃度，進而可利用後續的多途徑暴露模式暴露評估模式計算受體的暴露劑量 及風險。本計畫將就各種複雜程度下之模式所需輸入資訊之質、量，與模式輸 出結果之準確度與決策之差異的比較，篩選風險評估模式最具效率之空間解析 度與複雜度。 針對後續的多途徑暴露模式暴露評估模式，本計畫將實地調查污染源之排 放特性、土地利用狀況、居民分佈與生活型態以及當地之空氣、土壤及水體等 環境因子等，選擇適當的情境以建立實際的暴露過程，利用靈敏度分析（如部 分關連係數分析（partial correlation coefficient analysis）與標準化迴歸係數分析 （standardized regression coefficient analysis）等統計方法），鑑定影響風險評估 之控制因子、敏感參數，與重要暴露途徑，建立焚化飛灰之多途徑暴露評估模 式。

由文獻可知「篩選層級模式」（screening level models）主要為多介質區間 模式（multimedia compartment modeling），由 Mackay 等人首先在 1979 年提出

的逸散模式（fugacity model）為代表，相關模式有 CalTOX (DTSC, 1993)是一 個曾被用於關於風險評估立法公聽會的地區逸散模式。 Cohen 和 Ryan 於 1985 提出 MCM （multimedia compartment model）模式，特別針對戴奧辛類化合物 在計算環境介質之間的轉換因子（intermedia transfer factors）提供了數種的演算 法，接著 Cohen 等人在 1990 年介紹了具有空間變異性的空間多介質區塊模式 （spatial multimedia compartment model）。Travis 和 Hattemer-Frey 在 1991 年提 出了逸散食物鏈模式（Fugacity Food Chain model），其主要假設是大氣中的戴 奧辛濃度可由經驗連結至水體、土壤以及蔬菜的濃度，接著又可連結至農產 品、肉類、牛奶、雞蛋以及魚類的濃度，他們同時將他們模式預測暴露介質濃 度的結果與文獻作比較，發現他們的方法是具有可信度的。Trapp 和 Matthies 在 1995 年的空氣/土壤至植物的模式系統中廣泛討論相關議題；同時，McLachlan 等人在 1995 年建立一個考慮氣相戴奧辛在空氣至植物介面轉換因子方法的逸散 模式。 我們可以發現有關戴奧辛在環境中傳輸的模式建立，主要針對污染源來自 煙道廢氣中的戴奧辛作傳輸及風險的研究，但針對戴奧辛污染源是來自飛灰固 化後掩埋污染土壤與地下水的狀況，並未有深入的研究探討。因此，我們將以 Mackay 等人提出的逸散模式（level-Ⅲ fugacity based multimedia environmental fate model）為基礎，結合實地多介質風險評估的概念，針對實地調查污染源之 排放特性、土地利用狀況、居民分佈與生活型態以及當地之空氣、土壤及水體 等環境因子等，進行參數相關文獻與資料的初步收集，選擇適當的情境以建立 實際的暴露過程，以建立符合當地暴露情境的多介質環境傳輸與多途徑暴露模 式。

固體廢棄物

戴奧辛產生

焚化底灰

焚化飛灰

空污控制系統

（靜電集塵器、濾袋集

塵器、濕式洗滌塔、活

性炭吸附）

煙道廢氣排放

飛灰處理方式

（固化、熔融、燒結、

再利用）

空氣

土壤

地下水

地表水

植物蔬菜水果

動物飛禽家畜

人

垃圾處理政策

（焚化、掩埋、回收）

圖 3.1 焚化飛灰戴奧辛初步決策影響圖

二、建立環境傳輸實驗與模式驗證方法 若收集的文獻與資料不足以建立完整的環境傳輸模式時，則根據敏感度分 析以及文獻收集後實際可行的方法，建立戴奧辛於飛灰、土壤、地下水間之傳 輸模式所需的實驗，以真實的實驗結果來改善模式的準確度與完整度。此外， 以有效的實場採樣分析結果，結合相關統計方法研擬多介質傳輸與多途徑暴露 模式之驗證方法，以提升評估準度。 模式驗證的基本流程，將根據美國的戴奧辛再評估報告書中，提到有關暴 露評估模式驗證相關的方法程序： 1. 造成環境衝擊的污染源濃度已知：在模式驗證的程序中，有關污染源的資訊 稱為獨立模式輸入參數。假如生長在地底下的蔬菜（例如蕃薯、馬鈴薯等） 是受衝擊的環境介質，那獨立的污染源就很有可能是該蔬菜生長的土壤；但 是在一般的風險評估案例中，週界空氣污染源是用來預測土壤濃度，而土壤 濃度又作為預測蔬菜濃度的污染源。無論如何，在所有的案例中，污染源必 須是已知的並經由模式執行者合理地確定，至少模式執行者要假設污染源有 直接衝擊被影響的環境。 2. 使用最有效的資訊來假設其他所有的模式參數：除了希望得到明確的特定場 址參數之外，其他像生物濃縮與生物轉換參數等特定化學參數可由其原本化 學特性或經由經由特定場址資訊計算得來。

3. 計算出被衝擊環境介質濃度（impacted media concentration）：經由實地多介 質監測資料與環境傳輸模式得到各環境介質的濃度。 4. 將模式預測出的環境介質濃度與實際觀測的值做比較：因為有許多的參數都 是設定值，所以模式跑出來的預測濃度結果就必須與真實世界的觀測濃度作 比較，同時這也是模式驗證的最後一步。 定量的驗證程序，首先以簡單的模擬/檢測的數據比值，觀察其數據的誤差 程度。隨後以較詳細的統計方法分析，線性回歸結果的斜率如果愈接近 1.0，且 截距愈接近原點，則表示模式能較有效地預測真實系統。面對充滿變異性的抽 樣數據，統計檢定方法設計時，可假設 H0:E(y)=μy，其中 y 為模式的模擬值， μy為實際檢測值的平均數，以 t 檢定來決定是否棄卻之。如果棄卻 H0，則表示 該模式無法有效預測真實系統。

國內以往未曾執行戴歐辛類化合物在固、液界面之傳輸試驗，加以戴歐辛 類化合物之檢測分析需要龐大之經費，無法以傳統「錯誤中學習」之實驗方式 由連續實驗累積經驗，因此在計畫執行前必須先透過完整之文獻回顧工作，瞭 解戴歐辛類化合物之傳輸現象及研究方法，針對戴歐辛類化合物在環境中之背 景濃度、物化特性、可能導致之健康效應（包括劑量反應關係）、戴歐辛類化 合物在不同界面間之傳輸行為、環境中長期濃度變化趨勢等加以探討。同時必 須廣泛蒐集國內相關研究成果，以初步建立國內戴歐辛類化合物污染情形之背 景資料庫。藉由此項背景濃度資料庫之初步建立，配合戴歐辛類化合物相關傳 輸特性之文獻資料，再配合其他子計畫研擬採樣對象及頻率後，本研究可彈性 進行深入評估所需的傳輸實驗。

四、結果與討論

第一部份、焚化灰渣之風險評估細部規劃與執行 對焚化飛灰中戴奧辛與有毒重金屬問題進行健康風險評估細部規劃，包括 了解可能影響飛灰中戴奧辛與重金屬於掩埋場址, 地下水層, 及週界土壤傳輸之 因子，探討戴奧辛與重金屬在土壤及地下水傳輸中之宿命界定風險產生過程中 的重要元素與作用，鑑定影響風險評估與管理之控制因子、敏感參數，與重要 暴露途徑，整合多介質傳輸與多途徑暴露模式，以及建立風險評估模式最適之 空間解析度與複雜度篩選方法。 因此，針對焚化灰渣之風險評估細部規劃與執行工作，進行戴奧辛與重金 屬之滲出與傳輸行為相關文獻整理分析，以及國內掩埋灰渣之掩埋場概況調 查，文獻回顧與調查結果整理如下。 一、戴奧辛之滲出與傳輸行為 戴奧辛具有疏水性、穩定與不易移動等物理性質，因此，在自然的情況 下，戴奧辛會與固體物緊密結合（Dyke et al., 1997），而且因為戴奧辛為低溶 解度物質，在一般情況之下，並不易溶出（Sakai et al., 2002），所以 1995 年以 前，沒有研究指出戴奧辛可在土壤中有顯著移動，或因為水或雨而將戴奧辛從 土壤或飛灰中溶解出（Kim et al., 2002），雖然如此，近年已有實驗證實來自飛 灰中的戴奧辛，在某些特殊情況下，同樣具有可溶出性。 有研究指出，隨著土壤層之深度愈深時，戴奧辛含量愈低，因此顯示戴奧 辛會在土壤中移動，但垂直移動不明顯，其中又以毒性較低的戴奧辛（亦即含 氯量較低者）傳輸較快，所以導致較毒的戴奧辛多累積在土壤表面（Schramm et al., 1995a）。

在有溶解性腐植質 （dissolved humic matters）的環境中，飛灰中的戴奧辛 會被溶出，且其溶出量隨溶解性腐植質的濃度而成正比，其原因在於溶解性腐 植質具有高親和力與吸收力，對於像戴奧辛這類含高氯的物質，能促使其較易 在水中溶解及往下移動（Osako et al., 2002）。

除了溶解性腐植質之外，LAS(Linear alkylbenzene sulfonater)、有機溶劑等 有機物質，也會影響受污染土壤或飛灰中戴奧辛的溶出性及移動性（Kim et al.,

2002）。其他相關研究還包括滅火水（fire-extinguihing）可以使得飛灰中或土 壤中戴奧辛有顯著的溶出，尤其滅火水與界面活性劑共存時，可提高戴奧辛的 溶解度及溶出性（Schramm et al., 1995b）。另外，有研究結果顯示，當飛灰加 入底灰時，也易滲出戴奧辛，可能是因為底灰中 DCCs（dissolved coloring constituents ） 的 存 在 所 造 成 ， DCCs 是 來 自 底 灰 中 未 燃 燒 的 碳 （ unburned carbon），可能使戴奧辛與由類似溶解性腐植質的物質以強親和力組成，導致 戴奧辛與粒狀有機碳結合而移動（Schramm et al., 1995a）。

所以，有研究中提出，欲使戴奧辛溶出最小化，就應該避免將飛灰與富含 有機廢棄物（污水污泥，食物殘渣或底灰）的物質混合，這些物質都可能造成 飛灰中的戴奧辛溶出（Kim and Lee, 2002）。

總結來說，戴奧辛在掩埋場中，有可能因為不同的外在環境（例如 pH 值、界面活性劑、腐殖質等）而溶出，但在移動性來說，其移動速度緩慢，移 動 10 公分就需要大於 10 年的時間，在垂直移動上，移動更不明顯，因此在掩 埋場中，若不幸有戴奧辛被溶出，最有可能停留的地方即為掩埋場下方土壤， 再加上戴奧辛為疏水性、難分解物質，所以傳輸至地下水，進而污染地下水的 可能性相對更低，因此，將由後續規劃之實場採樣，進一步確認飛灰中戴奧辛 污染土壤與地下水的可能性。 二、重金屬（鉛、鎘、鉻、汞）之滲出與傳輸行為 雖然垃圾中含有相當量之重金屬，但是重金屬無法因焚化而去除，最後只 能濃縮於飛灰與底渣中，因此灰渣中重金屬之溶出性質是相當重要的。有文獻 明確地指出重金屬的確會由固化後的焚化爐排放飛灰溶出，因此，滲出水中的 金屬含量高於飛灰中的金屬含量（Yu et al., 2003）。 由於多數重金屬在酸性條件下較易溶出，所以酸雨可能造成重金屬由掩埋 場滲出，而研究中發現都市垃圾焚化灰渣單一掩埋場，對酸雨具極大之緩衝能 力，可中和酸雨造成之影響達數年之久，如此對灰渣掩埋滲出水中重金屬之危 害將可降低，但是，若將都市垃圾焚化灰渣與生垃圾共同厭氧掩埋，則滲出水 之 pH 值將因生垃圾分解之酸而下降，進而增加重金屬之釋出潛能（Gong and Kiek, 1994）。於純灰渣掩埋場若其滲出水之 pH 值能維在中性偏鹼（大約 pH

值介於 7~8 之間），則其重金屬溶出值皆能小於法規規定 TCLP 試驗之限制標 準（Buchhloz and Landsberger, 1993）。

在長時間對飛灰棄置場所中重金屬的潛在毒性之研究中，結果發現溶出流 體的 pH 值和飛灰的緩衝能力，對溶出金屬的濃度影響較大，其影響的程度大 於真實存在於飛灰中重金屬的濃度（Buchhloz and Landsberger, 1993）。在比較

如何有效去除重金屬方面，溶劑包括了 H2O、NaOH、HCl、H2SO4、HNO3及

HAc，發現 HCl 去除重金屬的效果最佳（Gong and Kiek, 1994）。在溶出性方 面，鎘為最易溶出者，鋅次之，而鉛的溶解比率最低。在添加石灰的飛灰中， 不論加入之無機鹽類為何，溶出程度一律為 Pb>Zn>Cd；而在不加石灰的飛灰 中，則對氯鹽及硝酸鹽而言，影響力為 Cd>Pb>Zn；在硫酸鹽及碳酸鹽方面， 則為 Pb>Cd>Zn（林家禾，1994）。 飛灰中若加入漂白水，則其溶解性會提高，其原因為漂白水中氯的存在 （Cernuschi et al., 1990）。若廢棄物中氯成份的含量比例高，在焚化後將可能 使得大量的金屬以金屬氯化物之複合物型態存在，而金屬氯化物比起其它型態 的化合物具有較高的溶解度，因此對環境可能造成之不利影響較大（高思懷等 人，1993）。 關於重金屬溶出後的移動性，鎘在土壤中的移動性與土壤的吸收容量有 關，吸收容量愈高，其移動性愈差。與金屬的移動性有關，包括了金屬的水溶 性、土壤的濃度、土壤的吸收容量（Prokop et al, 2003）。 研究自都市垃圾焚化爐排出灰渣中鉛、鎘之移動性，為明瞭都市垃圾焚化 灰渣經衛生掩埋後其高濃度之重金屬在土壤及植物中的移動性，除利用萃取方 試測定都市垃圾焚化爐的底灰、飛灰中的鉛、鎘之濃度外。主要將二種灰分掩 埋於四種不同性質的土壤中，改變土壤的物理、化學特性，以觀察鉛、鎘於土 壤中的移動情形。由飛灰萃取實驗結果得知，由飛灰萃取出之金屬濃度已大於 危害性廢棄物的濃度限值。將飛灰中鉛、鎘含量最高的飛灰置熱水中，3 小時 後大約有 40%的灰分被溶解，經過 X-ray 定性分析後得知水中的溶解金屬包括 鎘、銅、鉛、鋅，但只有鎘的溶出性最大（約有 30%鎘溶出），同時水中亦含 有相當大量的 Cl、S，由此可知初步推論飛灰中的金屬大量地以氯化物及硫化 物的型式存在（Glordano et al., 1983）。

掩埋管柱實驗結果發現飛灰中的鉛、鎘於土壤中的移動情形並不如原先所 預期的大，原因可能為鎘易與土壤中高濃度的 Cl 形成複合物型態，並因其易溶 水中而加強了移動性。再於掩埋管中加入 NaCl 以提高灰分含氯量至 12%來行 對照實驗，結果有 90%的鎘自掩埋管中溶出，由此可證明鎘易與氯形複合物型 態，而提高鎘在土壤中的移動能力，而滲出水中重金屬的分佈形態也可以看出 鎘、鉛絕大部分都以氯化物形式存在（Glordano et al., 1983）。 灰渣中的重金屬易以氯化物的型式存在而增加其移動性。在蒸餾水萃取溶 出試驗方面，由於灰渣經過長期置放，其中銅、鎘、鉛及鋅等四種重金屬溶出 有降低的現象發生，而在強酸消化部分則無此現象發生。另在一掩埋實驗中， 隨掩埋高度加深，除氯鹽外其它如銅、鎘、鉛及鋅等重屬之累積釋出量皆有降 低之現象發生，顯示下層掩埋單體能發揮吸附作用，有助於滲出水水質之穩 定。以不同氯鹽濃度為萃取溶液對飛灰及混合灰渣之重金屬溶出性方面，鎘及 鉛之釋出皆與萃取液中氯鹽濃度成正比關係，其相關係數可達 92%以上，而銅 及鉛之釋出則不受氯鹽影響（李昌煥，1993）。 也有文獻指出，在固化/安定化的飛灰中，鎘、銅、鎳、鉛、鋅是幾乎不移 動的，因此其對環境的衝擊較小（Lombardi et al., 1998）。研究發現部份配比 之固化體，其晚期強度有降低之趨勢，顯示汙泥中可能含有對固化體不利的物 質，致固化體經常其放置後，會因分解或其它作用影響固化體的結構。 總而言之，重金屬有可能會由固化後的飛灰中溶出，一旦溶出後（可能因 為酸雨淋洗、pH 的降低），在不同的外在環境影響下（例如氯鹽的增加）而使 得重金屬具有移動性，尤其當重金屬呈離子態時溶解度大大提高，所可能造成 的地下水重金屬污染是不可忽視的，因此，本子計劃研究將由後續規劃之實場 採樣，進一步了解飛灰中重金屬污染土壤與地下水的情況與可能性。 三、國內焚化灰渣掩埋場概況 雖然 89 年後已陸續針對焚化後飛灰進行固化處理以達安定化之效果，但是 經初步調查，我們仍然可以發現國內在焚化後的灰渣管理有相當的進步空間， 以表 4.1 單就后里焚化廠飛灰產生推估量與處理量的比較為例，后里焚化爐從 89 年到 91 年焚化後飛灰產生推估量為 33,811 公噸，但實際統計之處理量卻僅 有 23,125 公噸，代表這三年之間，約佔 31.6%之 10,686 公噸飛灰未妥善掌握其