电子垃圾拆解地大气中二恶英_多氯联苯_多溴联苯醚的污染水平及相分配规律

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我国典型电子垃圾拆解地持久性有毒化学污染物污染现状

我国典型电子垃圾拆解地持久性有毒化学污染物污染现状一、本文概述随着电子产品的快速更新换代，电子垃圾的产生量逐年增长，其拆解和处理过程中产生的持久性有毒化学污染物对环境和人类健康的潜在威胁日益显现。

我国作为电子产品的生产和消费大国，电子垃圾的处理问题尤为突出。

本文旨在深入探讨我国典型电子垃圾拆解地持久性有毒化学污染物的污染现状，以期为提高电子垃圾处理的环境安全性提供科学依据。

本文将首先概述电子垃圾的产生及其特点，特别是持久性有毒化学污染物在电子垃圾中的分布和种类。

随后，选取我国几个典型的电子垃圾拆解地区作为案例，详细分析这些地区在电子垃圾拆解过程中持久性有毒化学污染物的释放、迁移和转化规律。

通过对环境介质（如土壤、水体和空气）中污染物的监测和评估，揭示污染现状及其对环境的影响。

还将探讨现有电子垃圾处理技术的环境安全性和存在的问题，以期提出更加有效的污染防控和资源化利用策略。

本文的研究不仅有助于深入了解我国电子垃圾拆解地持久性有毒化学污染物的污染现状，还为政策制定者、环境管理部门和科研工作者提供了有价值的参考信息，有助于推动我国电子垃圾处理行业的可持续发展。

二、电子垃圾拆解过程及其环境影响电子垃圾拆解过程是一个复杂且污染严重的工业活动。

在我国典型的电子垃圾拆解地，这一过程通常包括初步拆解、分类、提取有价值组件以及最终处理剩余废弃物等环节。

这一过程中，不可避免地会产生各种环境问题。

初步拆解环节通常是在非正规的小作坊或者家庭作坊中进行，由于缺乏专业的拆解技术和设备，拆解过程往往十分粗糙，容易导致电子垃圾中有害物质的泄漏和扩散。

这些有害物质包括重金属（如铅、汞、镉等）、有机污染物（如多氯联苯、多溴联苯等）以及其他有毒化学物质。

这些物质一旦泄漏到环境中，将对土壤、水源和空气造成长期且难以逆转的污染。

分类和提取有价值组件环节也存在问题。

由于技术和设备的限制，很多有价值的组件无法被有效提取，导致资源浪费。

同时，这一过程中产生的废弃物往往被随意堆放或倾倒，进一步加剧了环境污染。

我国电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题研究进展

我国电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题研究进展1. 引言1.1 研究背景电子垃圾是当前社会面临的重要环境问题之一，随着科技的不断更新换代，人们对电子产品的需求量不断增加，而随之而来的就是电子垃圾的快速增长。

根据相关统计数据显示，全球每年产生的电子垃圾数量已经超过了5000万吨，而我国作为世界上电子消费大国之一，电子垃圾的数量更是居高不下。

在电子垃圾处理过程中，一个被广泛使用的物质就是地溴代阻燃剂。

地溴代阻燃剂是一种常用于电子产品和塑料制品中的阻燃剂，能有效减少材料的燃烧性能，提高产品的安全性。

地溴代阻燃剂在电子垃圾拆解过程中释放出的有毒物质对环境和人类健康构成了潜在威胁。

对我国电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题进行研究具有重要的现实意义和深远影响。

深入了解地溴代阻燃剂的使用情况、电子垃圾拆解对环境的影响以及地溴代阻燃剂污染问题的研究现状，有助于制定有效的防治对策和未来研究方向，为解决这一问题提供理论和实践支撑。

1.2 问题提出电子垃圾拆解过程中产生的地溴代阻燃剂污染问题，已经引起了人们的广泛关注。

地溴代阻燃剂是一类常见的阻燃剂，在电子产品中被广泛使用，其主要功能是防止电子产品在发生短路或过载时起火。

随着电子产品的快速更新换代，大量的电子垃圾被拆解处理，导致地溴代阻燃剂被释放到环境中，对生态环境和人类健康造成潜在危害。

问题的提出在于，电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题的研究和控制是至关重要的。

目前，我国正处于电子产品消费和报废量增长的高速发展阶段，如果不及时对电子垃圾中地溴代阻燃剂的污染问题加以关注和监管，势必会对环境造成严重影响。

有必要对电子垃圾拆解过程中地溴代阻燃剂的释放情况进行深入研究，以制定有效的污染防治措施和规范，保护环境和人类健康。

【2000字】1.3 研究意义电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题研究的意义主要体现在以下几个方面：电子垃圾产生的地溴代阻燃剂污染已经成为一个严重的环境问题，对人类健康和生态系统造成了不可忽视的影响。

我国电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题研究进展

我国电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题研究进展随着科技的进步和更新换代速度的加快，电子产品更新换代的速度日益加快。

这也导致了电子废弃物的产生量越来越大，电子垃圾已成为当今世界最紧迫的环境问题之一。

我国目前的电子垃圾拆解工业发展迅速，但由于缺乏有效的控制和管理，电子垃圾拆解过程中，往往会释放出一些危险有害的物质，其中地溴代阻燃剂污染是最为普遍的问题。

本文将对我国电子垃圾拆解过程中产生的地溴代阻燃剂的污染问题进行探究。

1. 地溴代阻燃剂概述地溴代阻燃剂通常是在建筑、汽车、电子设备及家庭用具等产品中使用的防火剂。

这是利用放射性核素汞和溴化合物来实现对防火性的增强。

目前在各种电子产品中，尤其是在电缆、电线、保险丝、绝缘材料等器件中广泛采用。

采用这种阻燃剂的产品已成为许多工业和民用产品的主要构成部分。

但是，由于地溴代阻燃剂的化学结构，会使其在电子垃圾拆解过程中释放出砷、汞、镉、铅等元素。

这些元素有毒有害，对环境和人体健康造成极大的危害。

随着我国电子垃圾拆解行业发展迅速，地溴代阻燃剂的污染问题也愈发凸显。

在我国，大部分的电子垃圾拆解都是在小作坊和私人所在机构进行，管理不严格，设备落后，存在很多问题。

因此，电子垃圾拆解过程中的地溴代阻燃剂污染无法有效规避，已经成为问题的焦点。

首先，电子垃圾拆解行业中处理电缆、电线、保险丝、绝缘材料等器件产生的废弃物时，常使用简单的机械方法进行分离。

这种分离方式很容易将地溴代阻燃剂和其他热塑性塑料、金属混合在一起。

如果没有采取其他的分离和处理方式，地溴代阻燃剂会随着其他废物一起被集中处理或倾倒，导致环境污染程度加剧。

其次，地溴代阻燃剂还会随着电子垃圾燃烧发生。

许多电子垃圾拆解工人不懂防火安全知识，会将大量的电子垃圾燃烧，从而释放出大量的有毒有害的气体。

这些气体不仅对工人身体有害，而且还会对周围环境造成污染，严重影响周边居民的生活质量。

对于地溴代阻燃剂的污染治理，在国内外已有一些研究和实践。

电子垃圾拆解场多环境介质多氯联苯(PCBs)污染特征及风险评估

电子垃圾拆解场多环境介质多氯联苯(PCBs)污染特征及风险评估杨彦;王宗庆;王琼;赵洁;于云江;李定龙【摘要】多氯联苯(polychlorinated biphenyls,PCBs)是一组氯代烃类化合物,有较强的生物毒性效应.研究通过采集中国某典型电子垃圾拆解区手工拆解场和焚烧场不同环境介质(大气、土壤、饮用水、食物等)分析15种PCBs同系物的污染水平.利用主成分/因子分析方法分析不同拆解场PCBs的来源.根据世界卫生组织(WHO)推荐的毒性当量因子(TEFs)方法评价了两个拆解场环境介质中8种PCBs 同系物的毒性.结果显示研究区大气、土壤、饮用水、农作物和农产品样品中PCBs 同系物浓度均高于国际已有报道的同种介质中的PCBs污染水平,其中PCB-047和PCB-171污染最为严重.手工拆解场各介质PCBs同系物中PCB-047、PCB-171所占比例为2％～87％;焚烧场各介质PCBs同系物中PCB-047、PCB-171所占比例为2％～ 90％;来源分析表明除手工拆解场PCB-126和焚烧场PCB-114外,其余PCBs的来源具有相似性;毒性当量(TEQ)评价结果显示区内大气∑TEQPCBs最高.环境介质中除红薯干外,∑TEQPCBs均是焚烧场高于手工拆解场,且TEQPCB-126和TEQPCB-169的毒性当量最高.【期刊名称】《生态毒理学报》【年(卷),期】2014(009)001【总页数】12页(P133-144)【关键词】电子垃圾拆解区;多环境介质;PCBs;污染水平;TEQ【作者】杨彦;王宗庆;王琼;赵洁;于云江;李定龙【作者单位】常州大学环境与安全工程学院,常州213164;常州大学环境与安全工程学院,常州213164;北京师范大学水科学研究院,北京100875;中国环境科学研究院,北京100012;国家环境保护区域生态过程与功能评估重点实验室,北京100012;常州大学环境与安全工程学院,常州213164;环境保护部华南环境科学研究所,广州510655;常州大学环境与安全工程学院,常州213164【正文语种】中文【中图分类】X171.5多氯联苯(polychlorinated biphenyls,PCBs)是一组由多个氯原子取代联苯分子中氢原子而形成的氯代芳烃类的持久性有机污染物(persistent organic pollutants,POPs)类物质,共有209种同系物。

电子废弃物拆解地水体多溴联苯醚分布特征

电子废弃物拆解地水体多溴联苯醚分布特征王晓春;焦杏春;朱晓华;刘庆龙;刘久臣;殷效彩;国先芬;杨永亮【摘要】Twenty groundwater and seven surface water samples from the electronic waste dismantling sites and surrounding area in Guiyu, Guangdong Province and four river water samples from the Pearl River were collected in September of 2011 in order to investigate and compare the congener species, contamination levels and distribution characteristics of polybrominated diphenyl ether (PBDEs) in electronic waste dismantling areas and the urban area of the Pearl River Delta. After extraction on a reversed C18 column, eight polybrominated diphenyl ether (PBDEs) congeners were measured using gas chromatography-mass spectrometry. The results showed that PBDEs in Guiyu groundwater were generally at a high level wit h the total PBDEs (∑PBDEs, sum of 8 BDE congeners, i.e., BDE 28, 47, 99, 100, 153, 154, 183, and 209) concentrations in the range of 2.54-71.74 ng·L-1 and the geometric mean level of 22.97 ng·L-1. The detection rates for different PBDE congeners were 25%-95%.The concentrations of tri-BDE (BDE28), tetra-BDE(BDE47), penta-BDEs (BDE99 and BDE100), haxa-BDEs (BDE153 and BDE154), hepta-BDE (BDE183), and octa-BDE (BDE209) were nd-0.64, nd-18.43, nd-25.26, nd-13.92, nd-9.06, and nd-15.60 ng·L-1, respectively. Tetra-BDE, penta-BDEs, and octa-BDE were the prevailant homologues in Guiyu groundwater. The ratio of (BDE47+BDE99)/BDE209 provide us a hint that low brominated diphenyl ethers were more prone to migrate into underground water by surface runoff than high brominateddiphenyl ethers.∑PBDEs in surface water from Guiyu region ranged from 3.41 to 63.83 ng·L-1 with a geometric mean of 19.38 ng·L-1, a little lower than that in underground water. BDE209 was the main PBDEs congener in surface water in Guiyu area. Compared with reportes on PBDEs levels in water environment in the world, the average PBDE concentration in surface waters of Guiyu area was relatively high, indicating a severe PBDEs contamination status which needs to be concerened with. Inaddition,∑PBDEs in river water from Pearl River was in the range of 3.48-20.84 ng·L-1 with the geometric mean level of 0.39 ng·L-1, showing that there was a deteriorating trend for the pollution of PBDEs in the Pearl River.%为了解和比较广东贵屿电子废弃物拆解地和珠三角城市地区水体中多溴联苯醚的种类、含量及分布特征，于2011年9月在广东贵屿周边地区和广州采集了20个地下水、7个地表水和4个珠江水，用反相C18萃取小柱提取净化后，利用气相色谱-质谱法测定了样品中的8种多溴联苯醚（PBDEs）。

我国电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题研究进展

我国电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题研究进展近年来，随着我国电子垃圾数量的快速增长，电子垃圾处理和拆解行业也在不断发展。

随之而来的是电子垃圾拆解过程中所产生的地溴代阻燃剂污染问题。

地溴代阻燃剂是一种常用的阻燃剂，应用于电子产品中，但却具有很强的毒性和环境潜在风险。

本文将从我国电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题研究进展进行探讨。

我国电子垃圾处理和拆解行业的快速发展导致了地溴代阻燃剂污染问题的日益严重。

据统计，我国每年产生的电子垃圾数量已经超过2000万吨，其中包含大量的地溴代阻燃剂。

在电子垃圾处理过程中，地溴代阻燃剂往往会被释放出来，进入大气、水体和土壤中，对环境和人体健康造成严重危害。

电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题亟待得到解决。

关于电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题的研究进展主要集中在污染物的检测与监测、降解与去除技术以及环境影响评价等方面。

在污染物的检测与监测方面，研究者们采用了各种先进的分析方法和技术，如气相色谱-质谱联用、高效液相色谱-质谱联用等，对地溴代阻燃剂及其代谢物在环境中的分布和转化进行了系统研究，为后续的治理提供了重要数据支持。

在降解与去除技术方面，研究者们通过生物降解、化学氧化、高温热解等方法，对地溴代阻燃剂进行了有效去除和分解，为治理和修复提供了技术路径。

在环境影响评价方面，研究者们通过环境监测、生物毒性测试等手段，探讨了地溴代阻燃剂对环境和生态系统的影响，为未来的生态风险评估提供了科学依据。

目前对电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题的研究还存在着一些不足之处。

对于地溴代阻燃剂在不同环境介质中的行为特性和转化规律，以及对生物体的毒性效应还存在着许多未知的领域，需要进一步深入研究。

目前的降解与去除技术在实际应用中还存在着成本高、效率低等问题，需要进一步优化和改进。

对于电子垃圾拆解地溴代阻燃剂污染问题的整体治理及防控策略还需要进一步完善，形成科学合理的管理体系和政策法规，确保电子垃圾处理过程中地溴代阻燃剂的合理使用和安全处理。

典型电子垃圾拆解区大气中多溴联苯醚的污染

典型电子垃圾拆解区大气中多溴联苯醚的污染陈多宏;李丽萍;毕新慧;赵金平;盛国英;傅家谟【期刊名称】《环境科学》【年(卷),期】2008(29)8【摘要】分别在典型电子垃圾拆解区（E）和其上风向参考点（S）采集了大气颗粒相和气相样品,以研究该区域大气中PBDEs的浓度水平、污染特征和气/固分布特点.分析过程中运用气相色谱-质谱联用仪,负化学离子源（GC-NCI-MS）检测了11种PBDEs.结果表明,电子垃圾拆解造成了比较严重的PBDEs污染,三溴-十溴联苯醚的浓度范围为51.1-2 685 pg·m^-3（平均值830pg·m^-3）,而对照区由于制衣行业的影响也造成了一定程度的PBDEs污染,三溴-十溴联苯醚的浓度范围为1.00-98.9pg·m^-3（平均值28.7 pg·m^-3）.在气/固分布的研究中发现,不同的PBDEs在气相和颗粒相的分布比例相差很大,从低溴至高溴PBDEs在气相中的比例呈降低趋势,而在颗粒相中的比例呈上升趋势.电子垃圾拆解区以五溴-联苯醚污染为主,占∑11PBDEs总量的54.3%;而十溴-联苯醚污染次之,占∑11PBDEs总量的23.8%,该污染特征进一步证实了该地区电子垃圾的来源,不仅来自亚洲国家,而且还来自欧美等国家.【总页数】6页(P2105-2110)【关键词】电子垃圾;大气污染;PBDEs;气/固分配【作者】陈多宏;李丽萍;毕新慧;赵金平;盛国英;傅家谟【作者单位】中国科学院广州地球化学研究所有机地球化学国家重点实验室,广东省环境资源利用与保护重点实验室,广州510640;汕头大学医学院伤害预防研究中心,汕头515031;中国科学院研究生院,北京100049【正文语种】中文【中图分类】X501【相关文献】1.电子垃圾拆解地多溴联苯醚污染土壤修复技术研究进展 [J], 祝方;陈雨;万鹏2.电子垃圾拆解区周边农田土壤中多溴联苯醚污染特征及其环境迁移行为研究 [J], 张胜军;周欣;李沐霏;朱国华;巩宏平;王玲;刘劲松3.典型电子垃圾拆解区大气中多溴联苯醚(PBDEs)的季节变化特征 [J], 陈多宏;毕新慧;钟流举;盛国英;傅家谟4.某典型电子垃圾拆解区大气中氯化石蜡和r多氯联苯的污染特征 [J], 陈满英;路风辉;刘琼;陈洁5.华南典型电子垃圾拆解区土壤中十溴联苯醚的分布特征及迁移特性 [J], 林浩忠;王锐;谢莹莹;黄开波;张金莲;卢桂宁因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

电子垃圾拆解区多溴联苯污染特征及健康风险

电子垃圾拆解区多溴联苯污染特征及健康风险杨彦;温馨;彭明国;于云江【摘要】对浙江台州电子垃圾拆解区大气、土壤和地下水3种环境介质进行取样分析PBBs的污染水平、组成特征及可能来源,采用US EPA推荐的健康风险评价模型、中国暴露参数,对拆解区人群健康风险进行评估.结果表明,∑9PBBs在大气、土壤和地下水中浓度分别为2867.99 pg/m3、868.50mg/kg和1.35μg/L,且各类同系物的贡献率也不尽相同.来源分析表明各环境介质中PBBs主要来源于电子垃圾的拆解活动,工业生产活动、高溴PBBs代谢活动、大气干湿沉降和地表径流也可能存在一定影响.健康风险评价结果表明研究区男、女性致癌风险分别为1.43×10-2和1.44×10-2,非致癌风险分别为8.15×10-4和8.22×10-4,均超过国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大终身可接受风险水平.%Pollution levels, compositional characteristics and possible sources of polybrominated biphenyls were investigated from 3 environmental samples collected in Taizhou e-waste dismantling area. The health risk assessment model recommended by the US EPA and Chinese exposure parameters were applie d to assess the health risk of the dismantling area. Σ9PBBs concentrations in the atmosphere, soil and groundwater were2867.99pg/m3, 868.50mg/kg and 1.35μg/L, respectively, and the contributions of the PBB homologues varied. Source analysis shows that PBBs in environmental media are mainly derived from the dismantling activities of electronic waste. Industrial production activities, metabolic activities of high brominated PBBs, atmospheric dry and wet deposition, surface runoff may also have some influences. The results of health riskassessment showed that the carcinogenic risk of male and female was 1.43×10-2 and 1.44×10-2, respectively. The non-carcinogenic risk was 8.15×10-4 and 8.22×10-4, respectively, which exceeded the maximum acceptable risk level recommended by ICRP.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2017(037)012【总页数】9页(P4781-4789)【关键词】电子垃圾拆解;多溴联苯;污染特征;健康风险评价【作者】杨彦;温馨;彭明国;于云江【作者单位】常州大学环境与安全工程学院,江苏常州 213164;常州大学环境与安全工程学院,江苏常州 213164;常州大学环境与安全工程学院,江苏常州 213164;环境保护部华南环境科学研究所,广东广州 510655【正文语种】中文【中图分类】X820.4多溴联苯(PBBs)是一系列含溴原子的芳香族化合物,因其较好阻燃性,常被用作阻燃剂添加于印刷电路板、塑料、涂层、电线电缆等电子元件[1].由于其具有亲脂性和持久性,易在生物体内富集,并通过食物链传递,对人体健康有极大危害.PBBs是环境中二噁英的前体物,其致癌性、神经毒性以及干扰内分泌等特性引起社会界的广泛关注[2],2009年联合国环境规划署(UNEP)已将六溴联苯列入《斯德哥尔摩公约》POPs的禁止名单[3].含 PBBs等大量有害物质的电子垃圾,在回收拆解过程中会不断向环境释放污染物,给当地生态环境和人体健康带来巨大的潜在影响.广东汕头市贵屿镇、浙江台州等地是我国主要的电子垃圾拆解区,诸多科研人员对拆解区土壤[4-5]、沉积物[5-6]、地下水[7]、大气[8]、农产品[9-10]等多种介质中 Pb、Cd、Cu、Zn、Ni、Cr[11-12]、多氯联苯(PCBs)[13]、多环芳烃(PAHs)[14-15]、多溴联苯醚(PBDEs)[16-17]、德克隆(DP)[18]等污染特征、来源进行分析,发现多种污染物均以较高暴露剂量存在,严重影响拆解区人群的健康[19-20].但通过文献总结不难发现,有关多溴联苯(PBBs)的研究较为鲜见.课题组自2011年起对浙江台州电子垃圾拆解区环境污染展开研究,先后10余次对该地区多种环境介质中多种特征污染物进行取样分析检测.本次实验对研究区大气、土壤、地下水 3种环境介质中9种PBBs同系物进行污染现状调查,并采用主成因分析等数学方法进行不同介质PBBs的来源分析,在US EPA推荐的模型基础上,采用中国暴露参数对区内人群健康风险进行科学评估,以期为同类污染场地污染控制和风险管理提供科学基础.1 材料与方法1.1 研究区概况研究区位于浙江台州电子垃圾拆解重污染区,选择自然村帽岭村为主要研究区(N28°24'23"～N28°24'35",E121°16'24"～E121°16'40"),见图1.该村占地面积约29.56hm2,人口约3.8万,交通方便、集贸兴旺,经济较为发达.自 20世纪 70年代起,便以家庭小作坊形式从事拆解废电子产品的活动.1.2 样品采集与保存课题组于2014年10月对研究区大气、土壤、地下水 3种环境介质进行采样分析.采样点位置见图1.大气：使用大流量采样器(GPS1型,Thermo EnvironmentalInstruments,Inc.,Franklin,MA)同时采集 4个采样点的大气样品,使用石英滤膜(QFFs,20.3cm×25.4cm)和聚氨酯泡沫(polyurethane foam,6.5cm×7.5cm)分别采集大气中颗粒相(PM10)和气相样品,流速 0.3～0.5m3/min,时间约16h,共采集16个样,使用经马弗炉焙烧过的铝箔包好,置于密实袋中,转移至实验室后置冰箱中冷冻保存(-20℃).土壤：区内农田共布设 18个采样点,用不锈钢铲子采集0～20cm表层土壤,每个采样点10m2范围内采集4个土壤子样混成1个混合样,按四分法取1kg土壤装袋,贴标签送至实验室.样品自然风干,去除颗粒和沙石等杂质后,研磨过 20目筛,储存于棕色磨口玻璃瓶内,冷冻保存(-4℃).地下水：采用自制采样容器于 6个采样点分别在近井面、井中及井底处采集共 18个水样.置于棕色磨口玻璃瓶中,送至实验室处理.用玻璃纤维滤膜(Waterman,GF/F,142cm 直径,0.7μm 孔径)过滤,冷藏备用(4℃).图1 研究区采样点分布Fig.1 The distribution of sampling points in the study area1.3 仪器与试剂Agilent 6890/5975B气相色谱/质谱联用仪(GCPMS)(美国 Agilent).标准品(美国Accustandard Inc.)：2- 溴联苯 (PBB-001)、 4- 溴联苯(PBB-004)、2,5-二溴联苯(PBB-009)、4,4′-二溴联苯(PBB-015)、2,4,6-三溴联苯(PBB-030)、3,3′,4,4′-四溴联苯(PBB-077)、2,2′,4,5′,6--五溴联苯(PBB-103)、3,3′,4,4′,5,5′-六溴联苯(PBB-169)、十溴联苯(PBB-209),PCB-103内标物(IS).无水硫酸钠、正己烷、丙酮等,分析纯(国药集团化学试剂有限公司).1.4 样品前处理1.4.1 提取大气样品滤膜和聚氨酯泡沫分别用二氯甲烷和丙酮、正己烷混合液(1：1,V：V)萃取24h,萃取液经溶剂置换后,经旋转蒸发仪浓缩,收集提取液;土壤样品：用正己烷：丙酮(1：1, V：V)混合溶剂超声提取,N2吹浓缩,收集提取液;地下水样品：置于分液漏斗中,用二氯甲烷萃取,剧烈震荡,静置,分离有机相和水相,有机相通过装有10g无水硫酸钠的漏斗转移至浓缩瓶,收集提取液.1.4.2 纯化将各提取液转移至混合硅胶层析柱(自下而上：5g无水硫酸钠、1.0g 含水 3.3%的去活硅胶、15g酸性硅胶、2g含水3.3%的去活硅胶和 5g无水硫酸钠)纯化样品,正己烷淋洗,将浓缩后的提取液用正己烷洗脱液氮吹定容至0.50mL,加入 PCB-103内标物,转移至样品瓶中待测.1.5 样品分析和质量控制色谱条件：DB-5MS低流失毛细管柱(30m×0.25mm×0.25μm),载气为He,恒流36.8cm/s,进样口温度280℃.采用不分流进样,进样体积为2.00μL,色谱柱升温程序为始温100℃保持1min,以15℃/min升温到236℃,保持2min,然后以0.5℃/min 升至240℃,保持 9min,最后以25℃/min升至290℃,保持10min.质谱条件：离子化方式为负化学电离,甲烷为反应气,输出压力为 0.25Mpa,电子能量为 70eV,检测器电压为 1kV.离子源和接口的温度分别为200℃和280℃.溶剂切除时间为 9min,质谱质量扫描范围为m/z 35～750,选择离子m/z 79和81.样品分析时设置空白、基质加标和平行样分析,每 10个样品做 1个方法空白,每个样品做 3个平行样分析,对标准物和样品做多次重复分析,以控制整个分析过程的准确度和精密度.1.6 健康风险评估根据US EPA推荐的健康风险评估“四步法”,对研究区3种介质中PBBs进行评估.涉及的暴露途径为经口、皮肤和呼吸暴露(当地一直使用地下水作为饮用水,故在本次评估中考虑经口暴露剂量)计算模型见式(1)～式(4).暴露参数是环境健康风险评价中的主要因子,其科学性直接影响评估的准确度.我国健康风险评估研究起步较晚,研究初期多引用美国等发布的暴露参数手册,由于人种差异、生活习惯、饮食结构不同,基于国外暴露参数进行健康风险评价的结果存在较大差异性.我国环境保护部、国家卫生和计划生育委员会自2013年起,相继发布了《中国人群暴露参数手册》[21]、《污染场地风险评估技术导则》(HJ 25.3-2014)[22]等相关文件,本研究在此基础上对拆解区人群暴露参数进行总结,具体见表1.表1 人群暴露参数[21-22]Table 1 The exposure parameters暴露参数数值饮水摄入量(mL/d) 男2000 女1675土壤摄入量(g/d) 0.05呼吸速率(m3/d) 男17.6 女14.5 SA皮肤表面积(m2) 男 1.7 女 1.5洗澡时间(min/d) 6与土壤接触时间(min/d) 男223女204 BW体重(kg) 男63.1 女56.1 AT平均接触时间(d) 致癌26280非致癌2190 ED暴露持续时间(a) 24 ET暴露时间(h/d) 0.2 EF 暴露频率(d/a) 350 PC皮肤渗透系数(cm/h) 0.0098 ABS皮肤吸收因子 0.1 AF 皮肤黏附因子[g/(cm2·d)] 0.2×10-3呼吸暴露途径：经口暴露途经：土壤摄入、饮水：皮肤暴露途径：接触土壤：接触水(洗澡)：式中：C污染物浓度,mg/m3、mg/g或mg/L;IR摄入量或呼吸速率,m3/h、g/d 或L/d;ABS皮肤吸收因子,无量纲;PC皮肤渗透常数,cm/h;SA 皮肤接触面积,cm2;AF皮肤黏附因子,g/(cm2·d);CF转换因子,L/1000cm3;ET暴露时间,h/d;EF 暴露频率,d/a;ED暴露持续时间,a;BW体重,kg;AT平均接触时间,d.本研究涉及的各暴露途径非致癌、致癌风险计算模型见式(5)～式(6).非致癌(有阈)污染物风险值：致癌(无阈)污染物风险值：式中：R1为发生某种特定有害健康效应而造成等效死亡的终身危险度;ADD为日均暴露剂量,mg/(kg·d);RfD 为化学非致癌物的某种暴露途径下的参考剂量,mg/(kg·d);R2为人群患癌终身超额危险度;q为由动物推算出来人的致癌强度系数,mg/(kg·d).2 结果与讨论2.1 PBBs污染水平及组成特征表2 各种环境介质中有机污染物PBBs浓度Table 2 The concentrations of PBBs in various environmental mediums物质均值标准差均值标准差均值标准差大气(pg/m3) 土壤(mg/kg) 地下水(µg/L)PBB-001 425.32 274.43 156.81 99.77 0.41 0.25 PBB-003 1017.17 792.17 49.15 31.73 0.15 0.09 PBB-009 208.59 143.24 48.46 27.74 0.16 0.09 PBB-015 183.87 94.71 26.93 14.15 0.17 0.11 PBB-030 151.09 82.29 395.82 231.89 0.04 0.02 PBB-077 239.70 122.39 26.49 13.39 0.15 0.07 PBB-103 34.20 19.52 33.53 18.85 0.05 0.03 PBB-169 567.98 295.93 79.85 40.54 0.19 0.11 PBB-209 40.07 24.60 51.46 26.27 0.03 0.01∑9PBBs 2867.99 868.50 1.35对研究区3种环境介质中9种PBBs同系物污染水平进行调查,结果见表2.∑9PBBs 在大气(颗粒相+气相)、土壤和地下水中浓度分别为2867.99pg/m3、868.50mg/kg 和1.35µg/L.目前国际上仅在欧盟RoHS指令中将PBBs在电子电气设备中的最大允许含量限定为0.1%(1000×10-6),未见其他相应规定.随着 PBBs 对人体健康的影响逐渐得到重视,国内外许多学者对其在各环境介质中的污染水平展开研究,Wang[23]等在台湾某焚烧厂设点取大气样品,检测得出 PBBs浓度范围为 149～556fg/m3,PBB-153相对检出率较高;Wang等[24]发现浙江电子拆解场地附近土壤中 PBBs浓度范围为 0.21～810.70ng/g,且各同系物浓度 PBB-169＞PBB-209＞PBB-103＞PBB-77＞PBB-003;Zhao等[25]采集某拆解区大量土壤样品就 PBBs23种同系物进行检测,发现其∑23PBBs浓度为 27.18ng/g,PBB-002浓度最高(4.69ng/g),其次为 PBB-001(4.00ng/g);Daso[26]在2010～2011年测定南非开普敦地下水中阻燃剂的成分,发现其中PBB-153的浓度约为1.56ng/L.与本次调查比较发现,研究区大气、土壤和地下水的 PBBs污染程度均高于已有报道,各类同系物的贡献率也不尽相同.9种PBBs同系物在大气中 PBB-003浓度最高(1017.17pg/m3)贡献率达35.47%,PBB-103浓度最低(34.20pg/m3)贡献率仅1.19%.土壤中 PBB-030浓度最高(395.82mg/kg)贡献率达45.58%、PBB-077浓度最低(26.49mg/kg)贡献率仅 11.11%.地下水中PBB-001浓度最高(0.41µg/L)贡献率达30.37%、PBB-209 浓度最低(0.03µg/L)贡献率仅2.22%.见表2、图2.有机污染物进入环境中可能发生一系列物理、化学和生物行为而在自然界中重新分布,一部分通过挥发等途径进入其它相中,一部分通过降解等转化为其他物质,还有一部分会在某相中长期积累,故污染物的分配行为可能是各环境介质中 PBBs组成模式不同的原因之一.但目前关于PBBs在各相中的分配研究较少,对其可能受自身属性、周围环境、各相理化性质等因素影响的研究尚待广泛和深入的开展.现场调研发现,研究区常住户中有 85%以上从事家庭经营拆解作坊,拆解工艺采用的多为不规范的堆放回收、简单的手工拆解、露天焚烧和直接酸洗等原始的处理方式,且拆解年限5a以上的人工作坊占70%(具体详细的调研数据将另外撰文表述).尽管国际组织相继出台RoHS、WEEE指令等法律法规,但由于当地拆解业发展时间较长和电子垃圾数量庞大,在废弃物中金属和元器件等回收带来的丰厚利润驱使下,不规范的废弃物处置现象仍旧存在.气割拆卸变压器、露天焚烧电线、电炉烤废电路板,以分别提取回收钢、铜、锡等金属,酸洗和融化塑料部件,作为低质量塑料再利用,拆解后残余物直接丢弃堆放在露天地、沟渠,致使电子垃圾中的污染物通过挥发、渗出等方式进入环境,并随大气、水体进行迁移,是当地环境污染的主要原因.图2 研究区各环境介质PBBs同系物含量比例Fig.2 Percentage of PBBs homolog content in environmental media of study area2.2 PBBs环境介质分布及其来源探讨为进一步探讨研究区环境介质中PBBs来源,对其在大气、土壤和地下水中的污染情况进行主成分分析.结果见图3～图5.图3 大气中主成分载荷散点图Fig.3 Scatter plot of principal component in air图4 土壤中主成分载荷散点图Fig.4 Scatter plot of principal component in soil大气介质按主成分提取原则提取 3个主成分,其累计贡献率 81.611%,载荷图见图3.主成分1贡献率为 47.684%,载荷较高为 PBB-001、PBB-015、PBB-030、PBB-077、PBB-103 和PBB-209.电子产品或电子垃圾在堆放或拆解过程中,PBBs作为添加型溴代阻燃剂可能会释放到大气中,尤其是焚烧、熔融的拆解方式对大气造成的污染更为显著.有研究对拆解区空气中溴代阻燃剂进行调查,发现低溴代 PBBs主要来源于电子垃圾的拆解活动[27],且Muenhor等[28]在存放个人电脑和打印机的房间中检测出较高浓度的 PBB-209,故该类污染可能与 PBBs产品的使用、堆放和拆解存在相关性.主成分 2贡献率为19.344%,PBB-001、PBB-009、PBB-015和PBB-169载荷较高.目前持久性有机污染物(POPs)在工业生产过程中的非故意排放研究,多集中于多氯联苯(PCB)、二噁英类(PBDD/Fs)、多氯萘(PCNs)等[29],关于PBBs工业过程中排放特征和生成机理研究较少,但有研究表明,PBDEs等溴代阻燃剂在焚烧、冶炼等热反应工业过程中会分解成多溴苯(PBBz)或多溴苯酚(PBP)等溴代芳烃,在飞灰等基质和适宜条件下能转化为PBBs[30-31],即证明存在该区域大气中PBBs受工业生产活动影响的可能性.主成分 3贡献率为14.583%,PBB-003和PBB-103载荷较高.PBBs用作阻燃剂的主要是六溴、八溴、九溴和十溴化合物,而一般认为检测到的四～六溴取代的联苯由更高溴代联苯降解产生[32].PBB-103不存在于工业化 PBBs产品中,因此认为该类污染可能是更高溴PBBs代谢产物造成.图5 地下水中主成分载荷散点图Fig.5 Scatter plot of principal component in underwater土壤介质按主成分提取原则提取2个主成分,其累计贡献率82.206%.载荷图见图4.主成分1贡献率为67.634%.载荷较高为低溴代PBBs (PBB-001、PBB-003、PBB-009、PBB-015、PBB-30、PBB-077)和 PBB-209.赵高峰等[33]采集拆解区表层土壤检出样品中低溴代联苯为主要污染物,牟义军[34]等在某电子垃圾拆解区及周边土壤中发现PBB-209的存在,约占∑10PBBs的56.16%.推测主成分1主要来源是电子垃圾的堆放、拆解等处理活动.主成分2的贡献率为14.572%.PBB-015、PBB-103和PBB-169的载荷较高.PBBs具有长距离迁移的特性,可能造成区域或全球范围的污染.Mckinney等[35]在北极熊脂肪组织中发现溴代阻燃剂的成分.推测该区域土壤中PBBs可能与大气干、湿沉降和地表径流有关.地下水介质按主成分提取原则,提取 2个主成分,其累计贡献率 83.271%.载荷图见图5.主成分1贡献率为72.941%.载荷较高为PBB- 001、PBB-003、PBB-009、PBB-030、PBB-077 和PBB-209.PBBs虽已在多个国家停止生产,但仍有可能从添加 PBBs的废弃产品中缓慢释放.在南非开普敦某河流采集的污水处理厂排放口、上游及下游水样中均检测出 PBBs[24].推测研究区此类污染可能来源于PBBs产品的生产、使用和处理.主成分2的贡献率为16.981%. PBB-015和PBB-103的载荷较高.有学者[36-37]在海洋生物样品中检测出几种不存在于工业化产品的PBBs 同系物,推测可能与髙溴PBBs光降解、微生物降解等代谢活动有关.2.3 健康风险评估选择不同的效应终点,对拆解区人群 PBBs呼吸、经口、皮肤暴露途径的日均暴露剂量进行估算,见表3.以致癌效应为终点进行评估,男性在各暴露途径下的暴露剂量范围为2.13×10-9～2.42×10-4mg/(kg·d), 女性为1.97×10-9～2.60×10-4mg/(kg·d).以非致癌效应为终点,男性在各暴露途径下的暴露剂量范围为2.56×10-8～2.90×10-3mg/(kg·d),女性为2.37×10-8～3.12×10-3mg/(kg·d).研究区男、女性总致癌暴露剂量分别为4.75×10-4和4.80×10-4mg/(kg·d),总非致癌暴露剂量分别为5.70×10-3和5.76×10-3m g/(kg·d).从暴露途径而言,经口暴露剂量约占总剂量的 49.17～54.27%,为主要暴露途径.此外各暴露途径下女性污染物日均暴露量略高于男性.根据US EPA推荐参考剂量[38],PBBs的RfD和q分别为7.00×10-6和30mg/(kg·d).按模型(5～6)对拆解区人群健康风险进行表征,见表 3.男性各暴露途径致癌风险值范围为6.39×10-8～7.25×10-3,女性5.92×10-8～7.81×10-3.男性非致癌风险值为3.65×10-9～4.14×10-4,女性为 3.39×10-9～4.46×10-4.各暴露途径中经口暴露为主要暴露途径,占风险值的49.17%～54.27%.研究区男、女性总致癌风险分别为1.43×10-2和1.44×10-2,总非致癌风险分别为8.15×10-4和8.22×10-4,均超过了国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大终身可接受风险水平(5×10-5)和美国环保署(EPA)对致癌物质可接受的风险水平数量级10-4.污染物通过摄食进入人体是人群健康受到威胁最直接的方式之一[39].EFSA(欧洲食品安全局)整理了 6个国家(法国、比利时等)794种蔬菜、肉类、农作物样品中所含16种PBBs的数据,发现3类经口介质PBBs的暴露剂量中位数分别为0.02,82.96,0.59pg/g[40],在此结论的基础上若采用USEPA推荐模型进行估算,不难发现,研究区仅土壤、地下水的经口暴露剂量就远高于6个国家的文献报告剂量.2007年Zhao等[41]对同类污染场地人群饮用水及7种食物样品(蔬菜,大米,豆类,鸡蛋,猪肉,鸡肉和鱼肉)的摄入量进行调查,发现生活在拆解区的当地居民 PBBs 摄入量(385.5ng/d)明显高于对照区(197.3ng/d),但与本次研究进行对比发现台州电子垃圾拆解区人群经口暴露剂量比报告高约 102倍,且本次实验未涉及食物样品,不难推断若考虑全膳食结构,研究区人群的PBBs暴露剂量及健康风险不容忽视. 自1973年美国密歇根州PBBs混入牲畜饲料污染事件后,PBBs对人体健康的影响得到关注.目前人血清[42-43]、脂肪[44]、肾脏等组织[45]、母乳[46-47]和胎盘血[47]样品中都发现过 PBBs的存在,大量实验证据表明,PBBs会导致各种不良反应,包括免疫系统的抑制和正常激素功能的破坏[48].2013年国际癌症研究机构(IARC)将 PBBs评估为“可能致癌”(2A组)[49],对已有的报道进行总结发现,尽管其对人群健康的影响已见报道,但各国相关机构需建立健全法律法规规范其用量,对于已有的环境污染问题进行相关修复技术的研发应用推广,才能从根本上解决其污染及其带来的效应问题.表3 拆解区健康风险值Table 3 Health risk value of dismantling zone暴露剂量[mg/(kg·d)] 健康风险暴露途径致癌非致癌致癌非致癌男女男女男女男女呼吸暴露大气2.13×10-9 1.97×10-9 2.56×10-8 2.37×10-8 6.39×10-8 5.92×10-8 3.65×10-9 3.39×10-9地下水接触皮肤9.90×10-10 9.82×10-10 1.19×10-8 1.18×10-8 2.97×10-8 2.95×10-8 1.70×10-91.68×10-9土壤接触皮肤2.42×10-4 2.19×10-4 2.90×10-3 2.63×10-37.25×10-3 6.58×10-3 4.14×10-4 3.76×10-4皮肤暴露合计2.42×10-42.19×10-4 2.90×10-3 2.63×10-3 7.25×10-3 6.58×10-3 4.14×10-43.76×10-4地下水经口1.37×10-5 1.29×10-5 1.64×10-4 1.55×10-44.10×10-4 3.87×10-4 2.34×10-5 2.21×10-5土壤摄食2.20×10-4 2.47×10-4 2.64×10-3 2.97×10-3 6.60×10-3 7.42×10-3 3.77×10-4 4.24×10-4经口暴露合计2.34×10-4 2.60×10-4 2.80×10-3 3.12×10-3 7.01×10-3 7.81×10-3 4.01×10-4 4.46×10-4合计4.75×10-4 4.80×10-45.70×10-3 5.76×10-3 1.43×10-2 1.44×10-2 8.15×10-4 8.22×10-43 结论3.1 拆解区∑9PBBs在大气、土壤和地下水中浓度分别为 2867.99pg/m3、868.50mg/kg和1.35μg/L.大气中 PBB-003浓度最高(1017.17 pg/m3),PBB-103浓度最低(34.20pg/m3).土壤中PBB-030浓度最高(395.82mg/kg), PBB-077浓度最低(26.49mg/kg).地下水中 PBB-001浓度最高(0.41μg/L),PBB-209 浓度最低(0.03μg/L).3.2 各环境介质中 PBBs主要来源于电子垃圾的拆解活动.大气和土壤中 PBBs还可能分别受工业生产活动和大气干、湿沉降及地表径流的影响.高溴PBBs代谢活动对大气和地下水中PBBs来源可能也有一定影响.3.3 研究区男、女性致癌暴露剂量分别为4.75×10-4和4.80×10-4mg/(kg·d),非致癌暴露剂量分别为5.70×10-3和5.76×10-3mg/(kg·d).男、女性致癌风险分别为1.43×10-2和1.44×10-2，非致癌风险分别为8.15×10-4和8.22×10-4,均超过了国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大终身可接受风险水平.参考文献：[1] 刘国瑞,李丽,孙素芳,等.多溴联苯的污染来源、分析方法和环境污染特征 [J]. 化学进展, 2014,1(8)：1434-1444.[2] 萧达辉,肖前,周明辉,等.红外光谱法定性筛选电子电气产品中多溴联苯和多溴联苯醚 [J]. 中国塑料, 2005,19(12)：74-78.[3] 罗峰.气相色谱质谱测定塑胶中多溴联苯和多溴联苯醚 [J].光谱实验室,2008,25(1)：23-27.[4] Cai Z, Jiang G. 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关键词二英多氯联苯多溴联苯醚大气气-粒分配电子垃圾
二英(PCDD/Fs)和多氯联苯(PCBs)是两类持久性有机污染物(POPs), 它们在环境中能够稳定存在, 在生物的脂肪中累积, 并且能随大气长距离迁移. 环境中的二英主要来源于各种燃烧过程和工业合成含氯化学品的副产物. 多氯联苯包括 209 种单体, 其中12 种共平面单体的毒性与二英相似, 被称为二英类多氯联苯. 作为变压器、电容器等的润滑剂, 多氯联苯于 20 世纪 70 年代已经被停止生产和使用, 环境中的多氯联苯主要来源于受其污染的废弃物的泄漏和挥发. 多溴联苯醚(PBDEs)是一类溴代阻燃剂, 广泛用于塑料、纺织、电子等行业. 商业用的多溴联苯醚主要包括 penta-BDE, octa-BDE 和 deca-BDE. 多溴联苯醚与 PCDD/Fs 和 PCBs 相比具有相似的化学性质和毒性, 被认为是一类新型的POPs. 由于这 3 类污染物对人类的潜在危害, 它们在环境中的分布特征和迁移转化行为受到人们持续的关注.
(Guelph, Canada). 提取前, 在纤维滤膜和 PUF 上添加 15 种 13C 标
记的二英净化内标, 27 种多氯联苯净化内标和 3 种多溴联苯醚的净化内标(13C-BDE-47, 99 和 153). 以甲苯为溶剂索式提取 24 h. 提取液经旋转蒸发浓缩并置换为正己烷, 分别过复合硅胶柱、碱性氧化铝柱和弗罗里土柱净化, 具体的净化步骤见参考文献[6].

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2008 年 1 月第 53 卷第 2 期
布特征和相分配规律开展研究, 并通过分析污染物的气-粒分配探讨 3 类污染物在大气中的迁移转化行为和规律.
1 实验
(ⅰ) 样品采集. 台州属于典型的亚热带季风气候. 年降雨量为 1480~1530 mm, 平均温度为 16.9~ 17.3℃. 共设置了 3 个采样点, 采样点 A(121°21.731E, 28°32.724N) 和 C (121°21.672E, 28°32.772N) 属于乡村地区, 分别位于小镇的两个自然村. 采样点 B (121°21.675E, 28°32.755N)属于电子垃圾拆解小镇的镇中心, 位于国道 104 路边.
2 结果与讨论
2.1 污染物的浓度与分布特征
样品采集时间段内大气中二英的浓度和毒性当量见表 1. ΣPCDD/Fs 的浓度范围为 2.91~50.6 pg·m−3, 平均值为 14.3 pg·m−3. 图 1(a)是二英各单体的分布特征图. 其中, HxCDF, HpCDF 和 OCDD 是浓度较高的单体, 分别占总浓度的 20.6%, 20.5%和
利用大流量空气采样器(GPS1 型, Thermo Environmental Instruments, Inc., Franklin, MA) 同时采集 3 个采样点的空气样品, 采样时间为 2005 年 10 月 28 日和 29 日, 采样间隔时间为 12 h, 分为每日昼夜两次采样. 采样过程依据 US EPA Method TO-9A 方法. 采样期间台州市平均温度和平均 PM10 分别为 16.9℃和 90 µg·m−3(数据由台州市气象局和环境保护局提供). 采样器采样头上部装有石英纤维滤膜用来捕集大气中的颗粒物, 下部装有玻璃杯, 杯中放置 PUF 柱(直径 6.3 cm, 长度 7.6 cm)用来采集气相中的污染物. 采样前, 石英纤维滤膜 (Whatman, 直径 10.16 cm)在 450℃烘烤 12 h 以去除有机残留物. PUF 先用丙酮索式提取 24 h, 再用正己烷索提 24 h. 提取完毕, 用铝箔包裹置于真空干燥器中使溶剂完全挥发, 保存于聚乙烯密封袋中. 采样初始流速设定为 0.25 m3·min−1. 采样结束后, 石英纤维滤膜和 PUF 分别用铝箔包裹放于密封袋中. 转移到实验室后, 样品保存于−20℃的冰箱中.
大气传输是环境污染物特别是 POPs 的主要迁移
途径之一. 大气中的二英、多氯联苯、多溴联苯醚以颗粒物和气态的形式存在, 掌握污染物在大气中的气(气相)-粒(颗粒物)分配行为有助于理解污染物的迁移途径、降解机理、沉降过程和污染物进入食物链的方式[1]. 由于分析成本和分析方法的限制, 目前国际上同时分析大气中的二英、多氯联苯、多溴联苯醚及其气-粒分配的报道还较少. 另外, 我国有关大气中 POPs 的研究工作还处于起步阶段[2,3].
(ⅲ) 质量保证与质量控制. 实验过程中平行分析 3 个现场空白和 3 个实验室空白, 结果表明, 现场空白和实验空白中 OCDD, 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD, PCB28 和 BDE-47 是主要的背景干扰物, 但是其浓度均小于实际样品中相应单体浓度的 5%, 因此可以忽略. 增加分析了两个大气采样穿透验证样品, 结果显示未发生样品穿透. 实际样品中的二英, 除 13C-OCDD 的平均回收率为 58%(38%~98%)外, 其他 13C 标记净化内标的回收率为 55%~125%, 均符合 US EPA1613 的要求. 13C 标记多氯联苯的回收率为 31%~120%, 符合 US EPA 1668 的要求. 13C-BDE-47 的回收率为 41%~109%, 13C-BDE-99 的回收率为 40%~117%, 13CBDE-153 的回收率为 35%~124%, 均符合 US EPA 1614 的要求. 实际样品中二英的检测限为 0.003~ 0.014 pg·m−3, 多氯联苯的检测限为 0.010~0.063 pg·m−3, 除 BDE-209 的检测限为 4.55 pg·m−3 外, 多溴联苯醚的检测限为 0.014~0.148 pg·m−3.
采样体积/m3
103
184
109
228
90
197
114
201
142
184
121
201
ΣPCDDs
5.55 0.90 1.55 8.86 1.99 3.02 4.07 2.84 2.26 0.77 1.20 24.3
ΣPCDFs
11.8 2.02 9.48 19.3 3.20 13.1 1.85 17.8 3.55 2.98 2.59 26.2
样品氮吹浓缩后加入 13C 标记的进样内标(二英: 13C-1,2,3,4-TCDD 和 13C-1,2,3,7,8,9-HxCDD; 多氯联苯: 13C-PCB-9, 52, 101, 138 和 13C-PCB-194; 多溴联苯醚: 13C-Pห้องสมุดไป่ตู้B-138), 涡轮混匀等待分析.
样品的测定采用高分辨气相色谱/高分辨质谱 (AutoSpec Ultima, Waters)联用方法. 质谱的电离方式为电子轰击(EI), 电子能量为 35 eV, 采集方式为选择离子检测模式(SIR), 源温为 270℃, 载气(He)流速为 1.2 mL/min, 分辨率 R≥10000. 色谱柱为 DB-5MS (0.25 mm ID×0.25 µm film, 对于二英和多氯联苯, 柱长 60 m; 对于多溴联苯醚, 柱长 30 m). 无分流进样, 进样量为 1 µL. 气相色谱柱程序升温: 对于二英 , 150℃ (3 min)~230℃ (18 min, 20℃ /min), 230~ 235℃(10 min, 5℃/min), 235~320℃(3 min, 4℃/ min); 对于多氯联苯, 120℃(1 min)~150℃(30℃/min), 150~ 300 ℃ (1 min, 2.5℃ /min); 对于多溴联苯醚 , 100 ℃ (2 min)~230℃(15℃/min), 230~270℃(5℃/min), 270~ 330℃(8 min, 10℃/min).
电子垃圾回收及拆解所造成的严重环境污染问题已经引起了人们的广泛关注. 浙江省台州市位于中国的东南沿海, 是我国典型的电子垃圾拆解地, 历史上该地区曾拆解过大量含多氯联苯变压器油的变压器. 直到现在, 大多数电子垃圾仍然是简单的拆解或者露天焚烧以去除 PVC(聚氯乙烯)回收金属, 而这些拆解活动已经造成该地区严重的二英和多氯联苯的环境污染[4,5]. 本工作针对该电子垃圾拆解地大气中二英、多氯联苯、多溴联苯醚的污染水平、分
166
论文
表 1 大气中污染物的浓度(pg·m−3)、毒性当量(pg(TEQ)·m−3)和采样信息
样品编号采样日期白天或夜晚
A1
A2
A3
A4
B1
B2
B3
B4
C1
C2
C3
C4
28/10/05 28/10/05 29/10/05 29/10/05 28/10/05 28/10/05 29/10/05 29/10/05 28/10/05 28/10/05 29/10/05 29/10/05 白天夜晚白天夜晚白天夜晚白天夜晚白天夜晚白天夜晚
专题
2008 年第 53 卷第 2 期: 165 ~ 171
《中国科学》杂志社
SCIENCE IN CHINA PRESS
电子垃圾拆解地大气中二英、多氯联苯、多溴联苯醚的污染水平及相分配规律
李英明, 江桂斌, 王亚 , 王璞, 张庆华*
环境化学与生态毒理学国家重点实验室, 中国科学院生态环境研究中心, 北京 100085 * 联系人, E-mail: qhzhang@
ΣPCDDs/ΣPCDFs 0.47
0.44
0.16
0.46
0.62
0.23
2.20
0.16
0.64
0.26
0.46
0.93
ΣPCDD/Fs
17.3 2.91 11.0 28.2 5.19 16.1 5.91 20.6 5.81 3.75 3.80 50.6