電子垃圾拆解對臺州氯代/溴代二噁英濃度和組成的影響

孫文文，周林，韓文亮，馮加良,*，于志,

1. 上海大學環境與化學工程學院，上海 200444 2. 中國科學院廣州地球化學研究所，廣州 510640 3. 華僑大學化學工程學院，廈門 361021

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電子垃圾拆解對臺州氯代/溴代二噁英濃度和組成的影響

1. 上海大學環境與化學工程學院，上海 200444 2. 中國科學院廣州地球化學研究所，廣州 510640 3. 華僑大學化學工程學院，廈門 361021

電子垃圾拆解會導致有毒有害污染物向大氣的排放，造成環境污染的產生。為了解電子垃圾拆解及廢舊金屬再生活動對拆解地及鄰近地區空氣質量的影響，對臺州峰江金屬再生園區附近及對照區路橋市區大氣中(氣態和顆粒態)氯代二噁英(PCDD/Fs)、溴代二噁英(PBDD/Fs)的含量、同系物組成及氣/固分配規律進行了研究，通過相關性分析探討了PCDD/Fs和PBDD/Fs的可能來源。結果顯示，金屬再生園區冬季采樣期間17種2,3,7,8-PCDD/Fs和8種2,3,7,8-PBDD/Fs的平均濃度分別為212.2 pg·m-3和17.6 pg·m-3，夏季采樣期間的平均濃度分別為84.5 pg·m-3和5.4 pg·m-3，均顯著高于對照點。夏季采樣期間對照點處于再生園區的下風向，其二噁英濃度高于冬季，說明其受到了金屬再生園區的明顯影響。基于相關性分析的結果，塑料焚燒是金屬再生活動中氯代和溴代二噁英的主要來源。初步的暴露風險評價表明，金屬再生園區附近居民每日攝入的二噁英含量遠遠超過世界衛生組織規定的人體每日耐受量(1～4 pg W-TEQ·kg-1·d-1)。上述研究結果為規范電子垃圾拆解活動提供了基礎數據。

氯代二噁英；溴代二噁英；電子垃圾拆解；臺州

多氯代二苯并二噁英/呋喃(PCDD/Fs)是目前發現的無意識合成的副產品中毒性最強的化合物，曾引發國際上多起重大環境公害事件。目前已發現的PCDD/Fs高風險區主要集中在電子垃圾拆解地區、有機氯代化工廠周邊地區[1]和垃圾焚燒爐附近地區[2-3]。

溴代二噁英(PBDD/Fs)與PCDD/Fs具有相似的結構和毒性，可能主要來源于含溴物質的高溫反應以及含溴代阻燃劑特別是含十溴聯苯醚(Deca-BDE)塑料的高溫燃燒[4-6]，商用Deca-BDE產品中也含有較高含量的PBDD/Fs雜質[7-8]，但我國目前關于PBDD/Fs的研究還相對較少。

臺州的電子垃圾拆解活動始于20世紀80年代，是我國除廣東貴嶼外電子垃圾拆解活動最為集中的地區，每年有大量的銅、鋁等金屬被回收，已成為臺州路橋區的支柱產業之一。由于銅等金屬資源的稀缺性，金屬再生回收具有重要的意義，在臺州以及其他地區，金屬垃圾拆解回收業正得到進一步的發展。為減少垃圾拆解活動對環境質量的影響，臺州政府采取多種措施禁止露天焚燒等落后拆解方式，并于2003年建立了工業園區對垃圾拆解活動進行集中管理，其中位于路橋區峰江鎮的金屬再生園區是其中最大的一個，每年有超過200萬噸的廢舊電動機、電纜線等電子垃圾被拆解。園區內主要采用物理方式及機械化方式進行拆解作業，但部分不易剝離的塑料需要在焚燒爐內處理，且尾氣處理的水平較低，因此工業園區內密集的拆解活動仍可能對周邊的空氣質量產生較大的影響。另外，采樣期間園區周邊仍有少量拆解作坊存在，偷偷進行露天焚燒的現象也偶有出現。已有研究表明，臺州拆解區附近兒童血液中二噁英等持久性有機污染物的濃度較高[9]，但有關臺州電子垃圾拆解活動對空氣中二噁英濃度影響的研究較少[10-11]，且已有研究的采樣時間都很短，也未考慮風向、季節等影響因素。為評價金屬再生回收產業對當地及周邊地區空氣質量的影響，采集受拆解園區直接影響的下風向鄰近地點的空氣樣品能夠提供更明確的信息，因此，選擇夏季和冬季2個不同時期在峰江金屬再生園區下風向地點及路橋城區采集了大氣樣品，對PCDD/Fs和PBDD/Fs的濃度、組成及影響因素進行了分析。

1 材料與方法 (Materials and methods)

1.1 樣品采集

垃圾拆解區采樣點位于浙江省臺州市路橋區峰江鎮金屬再生工業園區附近(FJ)。為了更好地反映電子垃圾拆解活動對空氣質量的影響，采樣點設于工業園區的下風向；臺州為亞熱帶沿海城市，夏季的主導風向為東南風而冬季為西北風，因此夏季時將采樣點設于工業園區北面500 m左右峰江中學15 m高的教學樓頂；而冬季時采樣點設于工業園東南面300 m的李嗜岱村村委會10 m高的樓頂(見圖1)。市區采樣點(LQ)位于峰江鎮以北相距約6 km的路橋市區。市區采樣點夏季時處于峰江的下風向而冬季時處于峰江的上風向位置。市區和工業園區的采樣同步進行。夏冬兩季采樣期間的平均溫度分別為30 ℃和11 ℃。采用大流量TSP采樣器(KC-1000型，武漢天虹智能儀表廠)同時采集顆粒相和氣相樣品于玻璃纖維濾膜(GFF，Whatman，英國)和聚氨酯海綿(PUF)。采樣前用流量校正器對流量進行校正，采樣結束后將GFF及PUF用鋁箔包封后裝入PVC樣品袋密封后-20 ℃保存并在一個月之內完成實驗分析。采樣時間為2006-07-10—2006-07-12(白天、晚上分別采集)和2007-01-05—2007-01-11。

圖1 采樣點分布圖(實心三角)Fig. 1 Map of sampling sites (solid triangle)

1.2 實驗前處理

在PUF和GFF樣品中分別加入13C標記的PCDD/Fs和PBDD/Fs凈化內標，靜置平衡后甲苯索氏抽提48 h。抽提液旋轉蒸發濃縮后轉換溶劑于正己烷中，加入40%的酸性硅膠，攪拌反應2 h后用無水硫酸鈉過濾，淋洗液濃縮后經復合硅膠柱(從下至上分別為1 g中性硅膠，4 g堿性硅膠，1 g中性硅膠，10 g酸性硅膠，2 g中性硅膠，5 g無水Na2SO4)和Florisil柱(5 g Florisil土，5 g無水Na2SO4)進行凈化，PBDD/Fs和PCDD/Fs洗脫液氮吹濃縮，加入進樣內標后定容待HRGC-HRMS分析。

1.3 HRGC-HRMS分析條件

使用HRGC-HRMS儀器(Trace GC 2000+Thermo Finnigan MAT95 XP，德國)在EI+模式下對PCDD/Fs和PBDD/Fs樣品進行測試，氦氣作載氣，無分流進樣。采用的具體升溫程序及其他相關參數如下。

PCDD/Fs：DB-5MS毛細柱(J&W Scientific, 60 m×0.25 mm, i.d. 0.25 μm)。柱溫先以20 ℃·min-1從120 ℃升至160 ℃，然后以7.5 ℃·min-1升至220 ℃ (保持16 min)，再以5 ℃·min-1升至235 ℃ (保持7 min)，最后以5 ℃·min-1升至320 ℃(保持7 min)。進樣口溫度、傳輸線溫度和離子源溫度分別為250 ℃、280 ℃和250 ℃，電子發射能55 eV，燈絲電流0.80 mA。

PBDD/Fs：DB-5MS毛細管柱(J&W Scientific, 30 m×0.25 mm, i.d. 0.1 μm)。柱溫先以40 ℃·min-1從120 ℃升至160 ℃，然后以25 ℃·min-1升至235 ℃ (保持2 min)，再以15 ℃·min-1升至250 ℃，最后以10 ℃·min-1升至315 ℃ (保持4 min)。進樣口、傳輸線溫度和離子源均為250 ℃。電子發射能45 eV，燈絲電流0.65 mA。

1.4 定量方法

采用同位素稀釋法對17種2,3,7,8-PCDD/Fs進行了定量，同時采用世界衛生組織(WHO)推薦的毒性當量因子W-TEF(2005)計算PCDD/Fs的毒性當量濃度(TEQ)。由于用于PBDD/Fs定量的標準物質較難獲得，本研究只測定了8種2,3,7,8-PBDD/Fs的濃度水平。PBDD/Fs目前還沒有統一規定的TEF值，因此采用WHO建議的相應PCDD/Fs的TEF值來計算其TEQ。

1.5 質量控制與質量保證QA/QC

GFF膜使用之前于450 ℃灼燒4 h以去除殘留有機質；PUF使用前依次用甲醇和丙酮/正己烷(1:1 V/V)索氏抽提各36 h，使用真空干燥器干燥后，用450 ℃灼燒過的鋁箔包裹并置于密實袋中備用。實驗中使用的玻璃器皿均過鉻酸洗液并于450 ℃烘4 h以上，所用試劑均為農殘級或優純級。每個樣品中均加入13C標記的PCDD/Fs和PBDD/Fs化合物，以評估前處理流程的回收率和準確性。在實驗過程中進行了平行樣、方法空白樣和空白加標樣分析以確保實驗精確性和重現性。空白樣中僅偶爾檢測到濃度可忽略的OCDD存在，其他PCDD/Fs和PBDD/Fs化合物均未在空白樣品中檢出。所有樣品中PCDD/Fs和PBDD/Fs加標物質的回收率分別為41%～104%和38%～124%，符合EPA 1613B方法的要求。

2 結果(Results)

2.1 PCDD/Fs和PBDD/Fs濃度水平及季節變化

峰江(FJ)和路橋(LQ)夏季、冬季采樣期間大氣中(顆粒相和氣相)2,3,7,8,-PCDD/Fs和2,3,7,8-PBDD/Fs的單體濃度、總濃度以及總TEQ濃度列于表1和表2。

FJ采樣點夏季采樣期間2,3,7,8,-PCDD/Fs總濃度的平均值為84.5 pg·m-3，毒性當量濃度(W-TEQ)的平均值為4.9 pg W-TEQ·m-3；而冬季采樣期間FJ采樣點2,3,7,8,-PCDD/Fs總濃度的平均值為212.2 pg·m-3，W-TEQ的平均值為12.7 pg W-TEQ·m-3；冬季大氣中2,3,7,8,-PCDD/Fs的總濃度是夏季濃度的2倍以上。FJ大氣中2,3,7,8,-PCDD/Fs的濃度水平明顯高于一般城市地區，如顯著高于日本東京地區[12]、巴西圣保羅市(0.047～0.751 pg TEQ·m-3)[13]和我國的上海市[14]、北京市[15]。

非垃圾拆解區的LQ采樣點夏季采樣期間2,3,7,8,-PCDD/Fs總濃度的平均值為30.4 pg·m-3，毒性當量濃度的平均值為1.9 pg W-TEQ·m-3；而冬季采樣期間的平均濃度為9.1 pg·m-3，平均毒性當量濃度為0.66 pg W-TEQ·m-3；LQ冬季采樣期間大氣中2,3,7,8,-PCDD/Fs的總濃度小于夏季采樣期間濃度，僅為夏季采樣期間濃度的1/3左右。因此，LQ采樣點2,3,7,8,-PCDD/Fs的濃度和季節變化與FJ有明顯的差別。

表1 峰江(FJ)和路橋(LQ)大氣中2,3,7,8-PCDD/Fs單體濃度 (pg·m-3)

表2 峰江和路橋大氣中2,3,7,8-PBDD/Fs單體濃度 (pg·m-3)

FJ和LQ采樣點大氣中2,3,7,8,-PBDD/Fs濃度(表2)的季節變化和2,3,7,8,-PCDD/Fs一致。夏季采樣期間FJ采樣點8種2,3,7,8,-PBDD/Fs總濃度的平均值為5.4 pg·m-3，毒性當量濃度為0.66 pg W-TEQ·m-3；冬季采樣期間分別為17.6 pg·m-3和2.4 pg W-TEQ·m-3。而LQ采樣點夏季采樣期間2,3,7,8,-PBDD/Fs總濃度和毒性當量濃度分別為2.0 pg·m-3和0.33 pg W-TEQ·m-3；冬季采樣期間則分別為1.3 pg·m-3和0.19 pg W-TEQ·m-3。與PCDD/Fs一樣，FJ的PBDD/Fs濃度顯著高于上海、北京、東京等其他城市[12-15]，也顯著高于LQ采樣點，說明電子垃圾拆解顯著地影響了FJ大氣中PCDD/Fs和PBDD/Fs等二噁英類物質的濃度水平。

2.2 PCDD/Fs和PBDD/Fs同系物分布特征

FJ和LQ冬夏兩季采樣期間環境大氣中2,3,7,8-PCDD/Fs同系物分布特征基本一致：除OCDF外，2,3,7,8-PCDD/Fs同系物相對豐度隨氯取代原子數增加而增加，高氯代化合物占主導。就單體化合物而言，1,2,3,4,6,7,8-HpCDF是相對豐度最高的單體化合物，占2,3,7,8-PCDD/Fs總濃度的20%～24%，其次分別是OCDF (13%～19%)，OCDD (10%～14%)和1,2,3,4,6,7,8-HpCDD (7%～9%)。FJ主要單體化合物的分布模式與我國另外一個電子垃圾拆解地貴嶼的分布模式稍有不同[16-17]，貴嶼地區相對豐度最高的2,3,7,8-PCDD/Fs單體化合物是OCDD，其次是1,2,3,4,6,7,8-HpCDD。

就單體對2,3,7,8-PCDD/Fs總TEQ的貢獻而言，2,3,4,7,8-PeCDF是FJ和LQ地區PCDD/Fs總TEQ的主要貢獻者，占總TEQ的38%～42%，其次是1,2,3,7,8-PeCDD、2,3,4,6,7,8-HxCDF和1,2,3,4,7,8-HxCDF。PCDFs對FJ和LQ地區總TEQ的貢獻為75%～81%，與其他地區的結果類似[13,17-18]。

FJ和LQ冬季和夏季采樣期間大氣中2,3,7,8-PBDD/Fs化合物(8種)的分布非常相似，均以低溴代PBDFs單體為主，相對比例最高的單體是2,3,7,8-TBDF，占8種PBDD/Fs總量的52%～59%，其次是2,3,4,7,8-PeBDF (20%～23%)和1,2,3,7,8-PeBDF (17%～23%)，這3種PBDFs的濃度占PBDD/Fs總濃度的90%以上。與PCDD/Fs相同，2,3,4,7,8-PeBDF也是PBDD/Fs總TEQ最主要的貢獻者，占總TEQ的50%～53%，其次為2,3,7,8-TBDF (25%～34%)。

2.3 PCDD/Fs和PBDD/Fs的氣/固分配

PCDD/Fs具有一定的半揮發性，在大氣中會同時存在于顆粒相和氣相中，顆粒相和氣相之間的分配比例是影響其在大氣中遷移降解的重要參數[12]。飽和蒸氣壓以及大氣溫度是影響氣/固分配的主要因素，溫度升高時PCDD/Fs更多地以氣相形式存在，顆粒相中的相對濃度相應降低，反之則顆粒相比例升高，氣相比例降低[19]。Chang等[20]發現環境大氣中四到六氯代PCDD/Fs在顆粒相中的含量約為15%～55%，而六到八氯代的PCDD/Fs在顆粒相上的含量約為75%～100%。

FJ樣品中氣相和顆粒相中PCDD/Fs的相對豐度如圖2所示：冬季樣品中幾乎所有的PCDD/Fs都存在于顆粒相中；夏季樣品中低氯代PCDD/Fs主要以氣相存在，而高氯代PCDD/Fs則主要存在于顆粒相中；低氯代PCDD/Fs氣/固分配的季節變化明顯大于高氯代PCDD/Fs。LQ大氣中PCDD/Fs在氣相和顆粒相中的分配與FJ一致。

圖2 FJ冬夏兩季PCDD/Fs同系物氣相與顆粒相相對豐度Fig. 2 Relative abundance of the gas and particle phase PCDD/Fs in winter and summer at FJ

半揮發有機物的氣/固分配常用顆粒相-氣相分配系數Kp(m3·μg-1)表示：

Kp= (F/TSP)/A

與PCDD/Fs相比，PBDD/Fs具有較高的分子量和較低的揮發性，一般環境溫度下PBDD/Fs化合物主要以顆粒態存在。FJ和LQ環境大氣中PBDD/Fs在冬夏季均以顆粒態為主，且由于PBDD/Fs夏季的總體濃度很低，氣/固比例隨溴原子取代數的變化并不明顯。

3 討論(Discussion)

3.1 影響PCDD/Fs和PBDD/Fs濃度的因素

FJ和LQ采樣點2,3,7,8,-PCDD/Fs濃度的比較顯示，FJ冬季采樣期間的濃度是路橋市區對照點(LQ)的21倍，夏季采樣期間FJ的濃度是LQ的2.5倍。FJ明顯較高的2,3,7,8,-PCDD/Fs濃度說明金屬再生回收活動是當地環境空氣中二噁英的主要來源。

雖然采樣時間較短，但仍可明顯看出FJ大氣中二噁英濃度冬季明顯大于夏季，這樣的季節變化主要由氣象條件決定，夏季日照較強、氣溫較高，混合層高度較高，污染物擴散速度較快；而冬季則正好相反，混合層高度較低，污染擴散條件較差。而LQ夏季采樣期間濃度高于冬季采樣期間主要緣于峰江金屬再生園區產生的污染物對路橋市區空氣質量的影響有明顯的季節差異：臺州夏季的主導風向為東南風，LQ處于FJ的下風向(圖1)，來自FJ的污染物會隨氣團向市區輸送，從而增加LQ采樣點的二噁英濃度并縮小2個采樣點間的濃度差別；而冬季臺州盛行西北風，LQ位于FJ的上風向，FJ的污染物難以到達LQ采樣點，因此LQ采樣點大氣中的二噁英與金屬再生園區的拆解活動沒有明顯關系。因此，冬季采樣期間LQ的二噁英濃度顯著小于FJ說明垃圾拆解活動對FJ當地的空氣質量有非常大的影響，而夏季采樣期間FJ和LQ之間較小的濃度差說明FJ的電子垃圾拆解對路橋市區的空氣質量產生了較大影響。

表3 冬夏兩季樣品中PCDD/Fs的log Kp與回歸參數

FJ采樣點夏季和冬季采樣期間2,3,7,8,-PCDD/Fs與2,3,7,8,-PBDD/Fs的濃度比值分別為15.6和12.1，LQ采樣點則分別為15.2和7.0。2個采樣點夏季樣品中含氯、含溴二噁英濃度比基本一致而冬季樣品有明顯的差別，進一步說明夏季時FJ和LQ二噁英的來源相似，而冬季時2個采樣點二噁英的來源不同。

與我國另一個電子垃圾集中拆解地--廣東貴嶼相比(2,3,7,8,-PCDD/Fs和PBDD/Fs的毒性當量濃度分別為0.91～48.9 pg W-TEQ·m-3和1.62～104 pg W-TEQ·m-3)[16]，峰江電子垃圾拆解區的二噁英濃度明顯較低，尤其是PBDD/Fs的毒性當量濃度比貴嶼地區低一個數量級。另外，FJ和LQ大氣中2,3,7,8,-PBDD/Fs的質量濃度和毒性當量濃度都明顯小于2,3,7,8,-PCDD/Fs，這與廣東貴嶼電子垃圾拆解區2,3,7,8,-PBDD/Fs > 2,3,7,8,-PCDD/Fs的分布特征[16,22]有明顯不同。Han等[23]的研究表明，峰江地區大氣中PBDEs的污染水平也顯著低于廣東貴嶼地區，說明2個電子垃圾拆解區之間二噁英濃度與組成的差異性與兩地電子垃圾的種類及拆解方式的不同有關，貴嶼主要拆解廢舊電子類產品如電視、電腦等，而臺州則主要拆解廢舊電線、電纜和機電類設備。

3.2 PCDD/Fs和PBDD/Fs的來源探討

為探討FJ和LQ大氣中PCDD/Fs和PBDD/Fs的來源，分析了PCDD/Fs和PBDD/Fs與大氣中其他污染組份如多溴聯苯醚(PBDEs)以及顆粒態Cl-[24]、間四聯苯(quaterphenyl)[25]的相關性，結果見表4。FJ樣品中PCDD/Fs和PBDD/Fs與Cl-、間四聯苯以及多溴聯苯醚之間都存在很強的相關性，說明他們具有相似的來源；FJ大氣中PBDD/Fs與PBDEs之間很強的正相關性說明PBDD/Fs可能來源于含PBDEs的塑料制品的燃燒過程[12]；我們之前的研究發現電子垃圾拆解區大氣顆粒物中的Cl-和間四聯苯可以作為塑料制品焚燒的指示物[24-25]，因此塑料焚燒過程中產生的含氯及含溴物質應該是FJ大氣中PCDD/Fs和PBDD/Fs的主要來源。而LQ樣品中PCDD/Fs和PBDD/Fs與前述組份間的相關性明顯較弱，尤其是LQ的PBDD/Fs與其他組份間沒有顯著的相關性(表4)，說明LQ大氣中PCDD/Fs和PBDD/Fs的來源與FJ有一定的差別，相對更為復雜。

3.3 呼吸風險評價

人類對于有毒污染物的直接暴露途徑主要有飲食吸收、呼吸和皮膚接觸等。對于空氣中的污染物來說，呼吸暴露和皮膚吸收是風險暴露的主要方式。假定室內空氣污染程度與室外相等，即人在污染空氣中暴露24 h·d-1，且呼吸吸收可利用率為100%，則成人和兒童每天的二噁英類物質呼吸暴露劑量可以通過以下方程進行計算[26]：

表4 PCDD/Fs和PBDD/Fs與大氣顆粒物中其他組份的相關性(R2)

表5 FJ和LQ居民的PCDD/Fs和PBDD/Fs呼吸風險粗略評價

Inh= VrCairfrtf/BW

其中Inh是呼吸暴露劑量，單位pg TEQ·kg-1·d-1；Vr為呼吸速率，成人設為20 m3·d-1，兒童為7.6 m3·d-1；Cair是空氣中二噁英的平均TEQ濃度(pg W-TEQ·m-3)；fr是空氣在肺中的保留分數，成人和兒童均設定為0.75；tf是暴露時間分數，即暴露時間與24 h的比值，根據假定條件該值為1；BW是體重，成人設定為70 kg，兒童設定為15 kg。通過計算得出的FJ和LQ居民PCDD/Fs和PBDD/Fs呼吸暴露劑量列于表5。

由表5可知，冬季采樣期間FJ居民的呼吸暴露量已接近或超過WHO規定的PCDD/Fs日允許攝入量(TDI, 1～4 pg TEQ·kg-1·d-1)[27]的上限值。已有研究表明，呼吸或皮膚吸收僅占人體二噁英暴露的很少一部分，90%的暴露量來自食物攝取[28]。由于目前還缺乏FJ地區其他暴露途徑的數據，假設呼吸暴露占FJ居民PCDD/Fs和PBDD/Fs總暴露量的10%，則FJ地區成人的二噁英總暴露量為27 pg TEQ·kg-1·d-1，兒童為49 pg TEQ·kg-1·d-1，遠遠超過WHO規定的PCDD/Fs日允許攝入量，約為TDI的7～12倍，可能對人體健康產生很大危害。因此，應更加關注金屬再生園區及附近居民的二噁英暴露。

綜上所述，盡管當地政府近年來采取了很多措施規范電子垃圾拆解業，金屬再生作業仍可能顯著影響當地及鄰近地區大氣中PCDD/Fs和PBDD/Fs等二噁英類物質的濃度水平；導致拆解區附近居民處于較高的二噁英(PCDD/Fs和PBDD/Fs)暴露風險中，尤其是對兒童的危害更為嚴重。因此，需要對金屬再生作業進行更加嚴格的規范。

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Impact of E-Waste Dismantling Activities on the Levels and Compositions of PCDD/Fs and PBDD/Fs in the Atmosphere of Taizhou

Sun Wenwen1, Zhou Lin2, Han Wenliang3, Feng Jialiang1,*, Yu Zhiqiang2, Fu Jiamo1,2

1. School of Environmental and Chemical Engineering, Shanghai University, Shanghai 200444, China 2. Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China 3. College of Chemical Engineering, Huaqiao University, Xiamen 361021, China

Received 29 November 2015 accepted 6 January 2016

Toxic pollutants will be introduced into the atmosphere and cause environmental pollution during the e-waste dismantling processes. To get a better understanding of the impact of e-waste dismantling and metal recycling activities on the air quality of the local and surrounding areas of the e-waste dismantling area, gaseous and particulate samples were collected in the atmosphere around the Fengjiang metal-recycling industrial park and in the urban area in Taizhou of China to investigate the concentrations, homologous compositions and gas/particle partitioning of polychlorinated dibenzo-p-dioxins/dibenzofurans (PCDD/Fs) and polybrominated dibenzo-p-dioxins/dibenzofurans (PBDD/Fs). Potential sources of the atmospheric dioxins were investigated through correlation analysis. The average concentrations of 2,3,7,8-PCDD/Fs and 2,3,7,8-PBDD/Fs near the industrial park during the winter sampling period were 212.2 pg·m-3and 17.6 pg·m-3, and 84.5 pg·m-3and 5.4 pg·m-3during the summer period, respectively, which were significantly higher than those at the control site in the urban area. Being in the downwind direction of the e-waste dismantling area during the summer sampling period, the urban area was influenced by the pollutants from the dismantling activities and thus showed higher dioxin concentrations during the summer period than that during the winter sampling period. Correlation analysis showed that the concentrations of dioxins were significantly correlated with those of PBDEs, Cl-and quaterphenyl, indicating that burning of plastic materials was the main source of airborne dioxins near the e-waste dismantling area. Preliminary inhalation risk assessment showed that the total dioxins intake doses of the residents near the e-waste dismantling area at Fengjiang town of Taizhou far exceeded the tolerable daily intake limit (1～4 pg W-TEQ·kg-1·d-1) suggested by WHO. The results of this study provided basic data for the regulation of e-waste dismantling and metal-recycling activities.

PCDD/Fs; PBDD/Fs; e-waste dismantling; Taizhou

10.7524/AJE.1673-5897.20151129009

國家自然科學基金項目(40775084，20877052，41173097)；

孫文文(1989-)，女，碩士研究生，研究方向為氣溶膠化學，E-mail: 837726843@qq.com；

*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: fengjialiang@shu.edu.cn

2015-11-29 錄用日期：2016-01-06

1673-5897(2016)2-023-09

X171.5

A

簡介：馮加良(1966—)，男，博士，研究員，主要研究方向氣溶膠化學，發表學術論文70余篇。

孫文文, 周林, 韓文亮, 等. 電子垃圾拆解對臺州氯代/溴代二噁英濃度和組成的影響[J]. 生態毒理學報，2016, 11(2): 330-338

Sun W W, Zhou L, Han W L, et al. Impact of e-waste dismantling activities on the levels and compositions of PCDD/Fs and PBDD/Fs in the atmosphere of Taizhou [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(2): 330-338 (in Chinese)