YJV電纜護套燃燒生成的煙塵及PAHs與氯離子排放特征研究

高 陽，馮志龍，席天鵬，賀鈺淏，吳水平*

(1.廈門大學環境與生態學院，福建 廈門 361102；2.福建省海陸界面生態環境重點實驗室，福建 廈門 361102)

隨著社會經濟的高速發展，生產和生活用電負荷不斷提高，電纜在輸變電及用電等環節的使用量也越來越大。由于大部分電纜的外護套及絕緣層具有可燃性，電纜在工作中因線路故障可引發火災，或因其他燃燒物引燃而卷入火災中。塑料電纜在燃燒時會產生大量的熱，并釋放大量的有毒有害煙氣，易造成人員傷亡和財產損失。聚氯乙烯(PVC)因具有價格低廉、高耐燃性和高絕緣性等特點，是我國目前電纜護套使用量最大的原料。為更好地預防和控制火災，需要了解電纜PVC護套的燃燒性能及有毒煙氣釋放的規律。

根據電纜燃燒性能試驗的研究報道，目前的研究主要關注點在于電纜燃燒的熱釋放速率、質量損失速率、煙氣釋放速率和有毒氣體CO及HCl釋放速率等指標[1-5]，但對電纜護套燃燒生成的煙塵中具有生物累積性和慢性毒性的多環芳烴(PAHs)、塑化劑的研究較少[6-8]。電纜在熱解燃燒過程中會產生大量的具有三致作用(致癌、致畸和致突變)的PAHs，其對長期從事滅火救援及火災原因調查的消防員具有較高的暴露量，對消防員職業健康存在潛在的危害。Keir等[9]基于消防員佩戴的個體采樣器，對滅火現場大氣中PAHs的濃度進行了測量，結果顯示BaP濃度的幾何平均值和算術平均值分別為1.54 μg/m3和10.44 μg/m3，超出世界衛生組織建議的BaP日均標準值(1 ng/m3)。已有研究表明，與普通人相比，消防員患癌癥及呼吸道疾病的幾率更高[10-12]。電纜燃燒釋放的PAHs除直接影響人體健康外，其擴散沉降至周圍土壤和水體環境中也會引起環境污染[13]。電纜PVC護套含有的氯元素通過高溫燃燒轉化為HCl氣體負載于煙塵中，為二噁英等其他致癌物的生成提供了氯源，增加了煙塵顆粒物毒性。因此，研究YJV電纜護套燃燒釋放的煙塵及其負載PAHs與氯離子的污染特征，對加強消防員職業健康安全防護與開展火災次生環境風險評估都具有重要的意義。

據全國電力系統103次電纜重大火災事故的統計分析顯示，外部原因引起電纜著火的比例為76%，而電纜自身故障原因引起電纜著火的比例只有24%[14]。因此，本研究采用燃氣噴燈模擬火源，開展燃燒物引燃電纜的燃燒試驗，獲得電纜PVC外護套燃燒生成的煙塵及其所攜帶PAHs與氯離子(即負載PAHs與氯離子)的排放特征，可為電纜火災煙塵擴散模擬和消防員職業健康風險評估提供參考。

1 研究方法

1.1 試驗原理

基于《單根電線電纜燃燒試驗方法 第1部分：垂直燃燒試驗》(GB/T 12666.1—2008)系列標準[15]進行電纜PVC外護套燃燒試驗優化設計。為了全量收集電纜PVC護套燃燒釋放的煙塵，在由亞克力板制作而成(1 m×1 m×1.4 m)的封閉箱體內進行燃燒試驗。如圖1所示，內置兩個顆粒物采樣器，燃燒試驗臺架放置在兩個采樣器之間；為了保證電纜護套燃燒產生的煙塵均勻分布在懸浮箱內，試樣懸掛高度根據煙霧箱大小進行選擇[16]，懸掛高度距離箱底約50 cm；采用垂直燃燒試驗法，用丁烷氣焊打火機(HONEST 505 Jet)以20°斜角[15]對電纜護套試樣的中下部進行供火，收集不同供火條件下產生的煙塵顆粒并用于后續有毒有害成分分析。

圖1 電纜護套燃燒試驗示意圖

1.2 電纜護套燃燒試驗

電纜護套燃燒試驗樣品采用的是江蘇長遠電纜有限公司生產的電纜(ZC-YJV22-0.6/1KV-4×240+1×120)。將YJV電纜外護套剝離(PVC材料，厚度為3.5 mm)，切割成寬度為1 cm的PVC護套條帶。為了考察不同燃燒量或不同燃燒程度條件下煙塵的排放特征，首先將制備的PVC護套條帶按照長度為0.5 cm、1.0 cm、1.5 cm、2.0 cm、2.5 cm、3.0 cm、4.0 cm、5.0 cm和6.0 cm進行切割和稱重，分3種供火時間(10 s、30 s和70 s)進行燃燒試驗[16]，進行兩次重復試驗，并記錄停止供火后殘焰的持續時間；然后采用玻璃纖維濾膜(90 mm)收集煙塵，采樣泵流量為100 L/min，采樣時間為30 min。濾膜在使用前，在馬弗爐于450℃焙燒4 h以去除有機雜質，根據采樣前后濾膜質量之差(天平精讀0.01 mg)，獲得煙塵質量，同時對未燃盡的PVC護套殘渣進行稱重，以質量損失來推估實際燃燒量，用于計算煙塵的排放因子(mg/g)。每次燃燒試驗前，啟動采樣泵抽氣30 min，以降低箱體內部的本底殘留，同時為了減少箱外大氣顆粒物的干擾，封閉箱的進氣口采用無紡布進行過濾處理。

由于細顆粒能進入呼吸道深部，且能夠吸附更多有毒有害物質，因此在進行健康風險評價時也需要了解電纜燃燒釋放煙塵的粒徑分布特征。為此，試驗選擇長度為0.5 cm和6 cm的PVC護套條帶，分別在停止供火時和停止供火后10 min兩個時刻測量箱體內的煙塵顆粒數濃度(個/cm3)。煙塵顆粒數濃度采用顆粒物計數器(DT-9880，深圳華昌科技股份有限公司)進行測量，計數器有6個通道(0.3 μm、0.5 μm、1.0 μm、2.5 μm、5 μm和10 μm)，單次測量時間為15 s。

1.3 PAHs分析

1.4 氯離子分析

先剪取1/4的濾膜，置于PP管中，加入15 mL Milli-Q超純水浸泡過夜，超聲萃取30 min，用0.22 μm的水相針式過濾器(聚醚砜)過濾，定容至25 mL;然后用離子色譜儀(PIC-10，青島普仁儀器有限公司)對氯離子(Cl-)進行定量分析。陰離子色譜柱(150 mm×4.6 mm，Allsep Anion 7μm，GRACE)的流動相為1.92 mmol/L的Na2CO3和1.8 mmol/L的NaHCO3混合液，電導檢測器檢測。每批樣品處理過程中，同步進行空白樣品和空白加標樣品測試(IC-MAN-01/02-1，AccuStandard)，最后結果經空白和回收率校正。

2 結果與分析

2.1 電纜護套燃燒煙塵的排放特征

電纜護套燃燒煙塵的排放因子與PVC外護套質量損失和長度的關系，見圖2。

圖2 煙塵排放因子與PVC外護套燃燒質量損失和長度之間的關系

由圖2可以看出：

(1) 在供火時間為70 s條件下，隨著燃燒量的增加，煙塵的排放因子逐漸下降并趨于穩定；而供火時間為10 s和30 s的燃燒試驗中，煙塵的排放因子受燃燒量影響的規律性不強。在較短的供火時間(10 s)條件下，PVC外護套被引燃的程度低，一旦停止供火，殘焰持續時間很短，導致實際燃燒量隨PVC外護套長度增加而增大的趨勢不明顯，PVC外護套燃燒質量與實際燃燒量之間的相關性較弱(R2=0.477，p=0.045，n=18)；當供火時間增加至30 s，相比10 s供火燃燒試驗，同樣長度的PVC外護套的燃燒程度增強，且在停止供火后仍能繼續燃燒一段時間而產生更多的煙塵，使得煙塵排放因子增大，尤其在PVC外護套長度小于3 cm時的增大趨勢更加明顯[見圖2(b)]，PVC外護套實際燃燒量與護套質量之間的相關性增強(R2=0.645，p=0.004，n=18)。供火時間增至70 s，長度小于2 cm的PVC外護套在供火期間內即能被充分燃燒而使得煙塵排放因子明顯高于10 s和30 s供火試驗得到的結果。

(2) 在供火時間為70 s條件下，隨著PVC外護套長度進一步增加，盡管殘焰時間也出現較明顯增加，但煙塵排放因子出現下降并趨于穩定，接近于同樣長度下10 s和30 s供火試驗得到的結果[見圖2(b)]，PVC外護套實際燃燒量與護套質量之間的正相關關系進一步增強(R2=0.962，p<0.001，n=18)，計算該燃燒條件下PVC外護套的質量損失率為(52.7±7.7)%。王蔚等[17]研究不同型號VLV電纜成品的燃燒性能發現，在60 kW·m2熱輻射強度下作用30 min后，電纜質量的損失率為65.6%。造成這種差異的原因可能與不同引燃方式(燃氣噴燈與輻射加熱)、不同試樣類型(YJV電纜護套與VLV電纜成品)或燃燒試樣質量的不同有關。李曉康等[18]研究發現，隨著熱輻射強度的增大，普通YJV電纜的質量損失率和產煙量均有顯著增加。本研究中，當燃燒的PVC外護套長度較短時，隨著供火時間的延長，電纜護套燃燒的熱解程度增大，煙塵排放因子也隨之增大。如以PVC外護套長度介于3～6 cm之間測得的煙塵排放因子進行平均處理，得到該穩定實驗條件下PVC外護套燃燒產生的煙塵排放因子為(55.0±3.0) mg/g。

盡管PVC外護套燃燒釋放的煙塵質量與PVC外護套的質量損失之間存在顯著的正相關關系(R2=0.810～0.878，p<0.005，n=18)(見圖3)，但煙塵生成量僅占PVC外護套質量損失的(7.5±4.5)%。舒中俊等[3]測得YJV電纜點燃后能釋放大量的HCl和CO氣體，且兩者的濃度隨時間的變化規律與煙氣生成速率的變化規律一致;諶文佳等[7]研究得出PVC電纜絕緣層受熱時，其質量損失主要是CO、HCl、有機酸和芳香烴等氣態化合物的釋放所致；Zhou等[19]在800℃條件下對PVC原料進行熱解，得到氣態物的產率為44.4%，高于焦油的產率(31.3%)，而殘渣量僅為15.6%。因此，PVC外護套燃燒的質量損失，絕大部分是氣體揮發所致。盡管如此，電纜PVC外護套燃燒生成的煙塵中含有PAHs、重金屬、二噁英等致癌性有害物質，會損害人體健康，需要對其濃度與生成規律進行分析研究。

圖3 煙塵生成量與PVC外護套燃燒質量損失之間的關系散點圖

不同條件下煙塵粒徑譜特征都以<0.3 μm的顆粒占絕對優勢(74%～90%)，其次為0.3～0.5 μm的顆粒(8%～25%)，而粒徑>1 μm的顆粒占比不超過0.3%。對0.5 cm和6 cm兩種長度的PVC外護套材料，在停止供火時和停止供火后10 min分別測量煙塵中顆粒數濃度，其結果見圖4。

圖4 兩種長度(0.5 cm和6 cm)PVC外護套燃燒試驗不同時刻的煙塵顆粒數濃度對比

由圖4可知：隨著供火時間的延長，箱體內煙塵中顆粒數濃度也顯著增大，且同等供火時間、長度為6 cm的PVC外護套材料燃燒釋放的煙塵顆粒數量更多，可能與其燃燒量更大有關；另外，在停止供火10 min后，封閉箱體內煙塵顆粒數濃度仍都有明顯升高，顯示PVC外護套材料的殘焰或陰燃狀態仍能釋放大量煙塵。細顆粒具有較大的比表面，能吸附的有毒有害物質更多，可進入人體呼吸道的深部，對消防人員健康的影響更大[20-21]。臨床研究表明，短期暴露于超細顆粒數濃度在1.2×105～1.5×105個/cm3的環境中，對人體心血管系統會產生不良的影響[22-23]。一旦室內封閉空間發生電纜火災，煙氣蔓延能迅速充滿整個空間，導致能見度降低而影響人員逃生與搜救；同時，細顆粒在大氣中的壽命長，可經擴散傳輸到更遠的距離，使得火災次生環境污染的范圍擴大。

2.2 煙塵中PAHs組成及排放因子

表1顯示了不同燃燒條件下電纜護套燃燒產生的煙塵及其負載PAHs、氯離子的排放因子，通過比較3種不同供火時間條件下PVC外護套燃燒生成的煙塵中PAHs的譜分布特征和18種PAHs(ΣPAHs)的排放因子(見圖5)，結果顯示：盡管3種供火條件下PAHs的譜分布特征具有較好的一致性，但ΣPAHs排放因子存在較大的差異，表現為隨著供火時間的延長而明顯增大；70 s和30 s供火條件下ΣPAHs的排放因子分別為(41.4±11.3) μg/g和(26.6±7.8) μg/g，為10 s供火時間下相應ΣPAHs排放因子[(13.2±7.7) μg/g]的3倍和2倍。由于相關研究報道的PVC外護套材料燃燒煙氣中的PAHs包含了氣態與顆粒態兩種狀態，無法將結果與文獻結果直接進行比較，故選擇主要以顆粒態存在且毒性最強的BaP和DBA排放因子進行了比較。何瑾等[6]將PVC-U絕緣阻燃電工套管在石英管內進行加熱燃燒，測得煙氣中BaP和DBA的排放因子為63 μg/g和148 μg/g；Wang等[24]對PVC原料進行加熱燃燒，得到煙氣中BaP和DBA的排放因子范圍分別為95～487 μg/g和28～99 μg/g。PVC外護套材料燃燒過程中過量的空氣供應不僅會降低底灰中ΣPAHs的濃度，還會降低煙塵顆粒中ΣPAHs的排放因子[25]。本研究ΣPAHs排放因子的測量值低于這些文獻可能與PVC外護套材料在管式爐內加熱因氧氣不足而產煙率大有關；另外，YJV電纜外護套材料中添加有阻燃劑，也可能降低產煙率[18]，進而影響PAHs的生成。如以單位質量煙塵中PAHs的含量進行比較，其高低順序仍然是70 s[(515.2±196.5) μg/g]>30 s[(432.3±149.5) μg/g]>10 s[(223.4±132.1) μg/g]，說明供火時間的延長有助于PAHs的生成。Li等[26]對焚燒電纜遺留的底灰進行再懸浮獲得PM2.5顆粒，測得PM2.5中16種優控PAHs的濃度均值為(9.89±1.28) μg/g，明顯低于本研究PVC外護套燃燒生成的煙塵中PAHs的濃度，這種差異表明，PVC外護套燃燒排放的煙塵毒性更大，但遺留殘渣的環境風險也不能忽視。Li等[25]通過模擬PVC塑料的焚燒，得到底灰中21種PAHs排放因子的均值為195.4 μg/g，且以高環PAHs為主，但低于煙氣中PAHs的排放因子(～310 μg/g)，也說明火災釋放煙氣和底灰殘留物對環境都存在潛在的影響。在評估電纜火災次生環境風險時，需要對殘留物中的污染物進行研究分析。

表1 電纜護套燃燒產生的煙塵顆粒及其負載PAHs與氯離子的排放因子(平均值±標準偏差)

根據不同供火時間條件下PVC外護套燃燒生成的煙塵中PAHs的譜分布特征[見圖5(a)]可知：以Flua的相對貢獻為最高[(26±7)%]，其次為Pyr[(17±5)%]、Phe[(14±9)%]和Chr[(10±4)%]，其中Phe和Chr的相對貢獻均顯著高于其同分異構體Ant[(1.8±0.8)%]和BaA[(6.3±2.7)%]；不同供火條件下，PAHs化合物的相對貢獻之間均顯著相關，相關系數R2介于0.940～0.985之間(p<0.001)，說明其生成機制是相同的。Li等[26]報道焚燒電纜后的遺留底灰中，PAHs的譜分布以Nap和Phe占絕對優勢，其中Phe的濃度約為Ant濃度的5.3倍；何瑾等[6]收集的PVC套管熱解煙氣中，以Phe(氣相+顆粒相)的排放因子為最高(806 μg/g)，約為Ant排放因子(248 μg/g)的3.3倍；Zhou等[19]報道PVC塑料垃圾熱解產物焦油中，也以Phe的排放因子為最高(～1 500 μg/g)，約為Ant排放因子(～200 μg/g)的7.5倍，接近于本研究中Phe與Ant排放因子的比值(～8.5)。PVC外護套燃燒排放煙塵中Phe和Ant濃度的差異，主要受其生成機制的影響。

圖5 不同供火時間條件下PVC外護套燃燒生成的煙塵中PAHs譜分布特征、ΣPAHs排放因子和BaP等效排放因子

一般認為，氫提取乙炔加成反應(HACA)是燃燒過程中PAHs生成的最重要的機理之一[27]。PVC因受熱裂解脫氯，形成不飽和多烯結構，進一步發生脫氫、環化、斷裂和脫去反應生成低環PAHs，而低環PAHs經由HACA機制再形成高環PAHs[8]。由于環戊二烯在Nap的α位取代生成的中間產物相比于在Nap的β位取代生成的中間產物具有更多的芳香結構，而α位取代生成Phe，β位取代生成Ant，使得PVC熱解生成的焦油產物中Phe的濃度明顯高于Ant[19,28]。蘇俊杰等[13]對典型化工類火災現場土壤和消防廢水中的PAHs進行了測定，發現玻璃膠廠、橡膠廠和泡沫廠火場土壤中以BaA的濃度為最高，接近甚至超過了10 μg/g，而地毯廠消防廢水中BaP、BbF和BjF的濃度較高，超過5 μg/mL；Keir等[9]報道實際滅火現場大氣中Nap對16種優控PAHs的貢獻為73%，而BaP的貢獻僅為1%。這些差異表明，燃燒物不同，煙氣中PAHs的分布特性也不同。

由于不同PAHs化合物具有不同的毒性，常用BaP的毒性等效當量(BaP-toxic equivalent quantity，BaPeq)來評估其對人體的總體危害[29]。采用類似的方法，根據單個化合物的排放因子與該化合物的毒性等效因子(Toxic Equivalent Factor，TEF)的乘積，計算得到不同燃燒條件下PAHs的BaP等效排放因子(ΣBaPeq)。由于不同供火時間條件下PAHs的譜分布并無顯著差異，且由圖5(c)可以看出，BaPeq也呈現70 s[(2.06±0.73) μg/g]>30 s[(1.38±0.45) μg/g]>10 s[(1.05±0.67) μg/g]的分布趨勢，其中Flua、BaP和DBA對BaPeq的貢獻最大，分別為18%～30%、28%～42%和18%～23%，三者貢獻之和介于68%～92%之間[(80±5)%]。因此，在對電纜火災煙氣引發的人群健康風險進行評價時，應重點關注上述3種PAHs化合物的污染。

不同供火時間條件下煙塵中ΣPAHs排放因子與PVC外護套燃燒質量損失和長度之間的關系，見圖6。

圖6 不同供火時間條件下煙塵中ΣPAHs排放因子與PVC外護套燃燒質量損失和長度之間的關系

由ΣPAHs排放因子與PVC外護套燃燒量之間的散點圖[見圖6(a)]可見，兩者之間并無明顯規律可循。這是由于電纜護套燃燒排放的PAHs主要以氣態形式存在，離開火焰區后溫度快速下降，高沸點PAHs能快速凝結而吸附于顆粒物上，因此PAHs在顆粒物中的分配，除受PAHs化合物本身理化性質的影響外，還受到顆粒濃度、粒徑、顆粒組成等因素的影響。在同等PVC外護套長度條件下，比較不同供火時間條件下煙塵中ΣPAHs的排放因子[見圖6(b)]可知：整體而言，70 s供火時間條件下煙塵中ΣPAHs排放因子高于10 s和30 s供火時間條件下得到的結果，但隨著PVC外護套長度的增加，ΣPAHs的排放因子并沒有出現類似煙塵排放因子的變化規律[見圖2(b)]。這是由于明火和陰燃兩種狀態對PAHs的生成有明顯影響，而燃燒試驗中沒有分階段進行煙塵收集，且PAHs僅占煙塵質量的很少部分，而使得PAHs出現不同于煙塵的排放特征[20,30]。另外，煙塵濃度與溫度的變化對PAHs氣-粒分配存在影響，也會影響煙塵中PAHs的濃度，使得ΣPAHs排放因子的變異性增大[31]。進一步研究應對燃燒原料、殘渣、煙塵及氣態PAHs進行同步分析，以確定PAHs的排放規律及影響因素。

2.3 煙塵中氯離子的排放特征

不同供火時間條件下煙塵中氯離子排放因子與PVC外護套燃燒質量損失和長度之間的關系，見圖7。

圖7 不同供火時間條件下煙塵中氯離子排放因子與PVC外護套燃燒質量損失和長度之間的關系

由圖7可知：電纜護套燃燒產生的煙塵中氯離子的排放因子具有較大的變化范圍，介于(0.29±0.02)～(11.22±0.08) mg/g之間；供火時間不同，煙塵中氯離子的排放因子隨PVC外護套燃燒量的變化規律不同[見圖7(a)]，70 s供火時間條件下煙塵中氯離子的排放因子隨PVC外護套燃燒量的增加呈明顯的單調下降趨勢，兩者之間呈顯著的負相關關系(r=-0.747，p=0.021，n=9)，該趨勢類似于煙塵排放因子與PVC外護套燃燒量之間的關系，而供火時間為10 s和30 s的燃燒試驗，則氯離子的排放因子與PVC外護套燃燒量之間不存在顯著的相關關系；經配對樣本T檢驗，同等長度PVC[圖7(b)]外護套材料燃燒試驗，3種供火時間時間條件下煙塵中氯離子排放因子之間存在顯著的差異(p=0.009～0.039，雙側檢驗)。

PVC外護套材料在受熱升溫的初始熱解階段，大部分氯元素以HCl氣體的形式釋放出來，其生成量的變化與CO和煙氣生成量的變化基本相同，其排放速率達到峰值的時刻，煙氣毒性最大[3,32]。供火時間為30 s和70 s的燃燒試驗也發現，煙塵中氯離子排放因子與煙塵排放因子之間具有顯著的正相關關系(r= 0.839～0.900，p<0.01)，說明煙塵顆粒對HCl具有一定的捕獲作用。這是由于在煙塵燃燒量較低時，PVC外護套材料由于體積小、受熱面大、炭化程度高，HCl與煙塵同步釋放，在離開火焰區后，因溫度快速降低而部分吸附于顆粒中，形成氯鹽；而隨著PVC外護套燃燒長度的增加，PVC外護套材料的受熱面相對降低，材料中阻燃劑的隔絕效應一定程度上抑制了煙氣的產生，部分熱解產生的HCl氣體無法排出，同時由于煙塵排放因子的降低，也降低了對HCl的吸附，使得煙塵中氯離子的排放因子出現下降。此外，PVC外護套燃燒熱解過程中，部分氯元素也可能直接進入煙塵顆粒。Zhou等[19]對PVC原料進行高溫熱解，得到HCl的產率為38.5%，低于PVC原料中Cl的含量(56.35%)，表明相當部分的氯元素參與反應進入到焦油中。這是因為電纜PVC外護套發生火災生成HCl氣體吸附于煙塵顆粒上，一方面隨著顆粒物進入人體呼吸道而沉降在肺部，加之HCl氣體本身對呼吸道黏膜的刺激性和腐蝕性[33]，會產生比顆粒物單獨作用時更嚴重的肺部損害；另一方面，HCl 是造成酸雨的主要因素之一，隨著顆粒物進入環境中，也會造成土壤酸化、植被腐蝕、水體污染等一系列問題。有研究表明，煙氣中的HCl也可能作為氯源促使二噁英等其他致癌物的生成[34]。因此，在對報廢電纜PVC外護套進行燃燒處置時，需對煙氣中氯元素存在形態及顆粒酸度進行更細致的研究。

3 結 論

本文采用燃氣噴燈點燃YJV電纜護套進行火災模擬試驗，研究火災煙塵及其負載PAHs與氯離子的排放特征，得到主要結論如下:

(1) 電纜護套燃燒產生的煙塵排放因子受護套燃燒量和供火時間的雙重影響，較低護套燃燒量和供火時間的延長有利于PVC外護套的引燃，而熱解程度增大及殘焰燃燒時間延長可使得煙塵排放因子增大。計算得到穩定條件下煙塵的排放因子為(55.0±3.0) mg/g，而煙塵粒徑譜特征均以<0.3 μm的細顆粒占絕對優勢，會影響消防員的職業健康。

(3) 由于煙塵顆粒對HCl的捕獲作用，煙塵中氯離子的排放因子受煙塵量的影響，但同等長度PVC外護套材料燃燒試驗時，供火時間的影響增強。

(4) 獲取穩定狀態下煙塵及其負載PAHs與氯離子的排放因子，可為進一步電纜火災煙塵擴散模擬提供源強參數；但在消防員職業健康風險評估時，還需考慮煙塵中PAHs和HCl可能的加和效應。