2020, Vol. 40
[PDF全文]
室内灰尘是人体对多溴二苯醚(Polybrominated Diphenyl Ethers, PBDEs)暴露的一条重要乃至主要途径(Dodson et al., 2015;韩文亮等, 2016; de la Torre et al., 2020), 以PBDEs为阻燃剂的电器的运行使用被认为是室内灰尘中PBDEs的一个重要来源(Han et al., 2016;韩文亮等, 2016; Lucattini et al., 2018), 但很多研究却无法得出两者之间存在显著的统计相关性(Hazrati et al., 2006; Destaillats et al., 2008; Li et al., 2015), 原因在于室内设备众多, 且并非所有电器都添加了PBDEs(Allen et al., 2008; Li et al., 2014).因此, 对室内电器进行研究, 确定其是否为PBDEs的释放源, 对研究PBDEs的室内污染源及其人体暴露量和环境健康风险是必要的.
电脑是现代人工作、学习和生活中使用时间较长的电子设备之一(Destaillats et al., 2008; Williams et al., 2008; Zheng et al., 2017).PBDEs等溴代阻燃剂(BFRs)常被添加于电脑等众多电子产品的塑料组件和电路板中, 用于防火(Li et al., 2014; Aldrian et al., 2015; Guo et al., 2015; Lee et al., 2015; English et al., 2016; Sun et al., 2018).五、八溴二苯醚商用品已于2009年禁用, 并被列为持久性有机污染物(POPs).十溴二苯醚商用品(Decabromodiphenyl Ether, BDE-209为主)在美国也已于2013年底前停止在新产品中使用, 并于2017年被列入《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》的POPs清单附件A(Estill et al., 2020).但十溴二苯醚在我国的历史用量大, 且很多电子产品的使用寿命较长, 更换的原因通常并非损坏, 更多是为了使用新的软件或功能.研究表明, 半数以上的台式机和2/3以上的笔记本电脑会进入二手市场继续流通使用(Williams et al., 2008; Babbitt et al., 2011), 这些旧电脑等电子产品仍是一个重要和长期的PBDEs释放源(Betts, 2006; Hazrati et al., 2006; Destaillats et al., 2008; Waye et al., 2013; Li et al., 2015;韩文亮等, 2016).BDE-209在我国的历史用量和环境赋存量大, 且BDE-209在自然条件下可逐级还原脱溴降解生成一系列毒性更高的低溴BDE(Stapleton et al., 2008; Waaijers et al., 2016; Niu et al., 2015;韩文亮等, 2018a; 2018b; 2020), 在特定条件下还可能生成溴代二噁英(PBDD/Fs)等剧毒二次污染物(Su et al., 2016;吕静雅等, 2020), 影响生物基因的正确表达(Su et al., 2016), 从而给环境和人体健康(Wang et al., 2020)构成更大的威胁.
据报道, 电视机壳内灰尘中PBDEs的含量比室内灰尘高2~3个数量级, 且机壳内灰尘中PBDEs的同系物组成和电视塑料组件一致, 表明电器组件中的PBDEs在电器运行使用过程中因温度升高而释放, 并迁移到了灰尘中(Takigami et al., 2008), 而电器灰尘中的PBDEs可以在电器使用(Takigami et al., 2008; Genisoglu et al., 2019)或电子垃圾拆解回收(Li et al., 2014; Kuo et al., 2019; Stubbings et al., 2019)等过程中进一步释放到室内外环境中, 从而给人体健康带来潜在的风险.组件中添加PBDEs的电脑是PBDEs的一个释放源(Jakobsson et al., 2002; Morf et al., 2005; Schecter et al., 2005; Li et al., 2015), 电脑在使用过程中发热, 会增加PBDEs等半挥发性有机物(SVOCs)向室内环境中的释放量(Waye et al., 2013;Sun et al., 2018).电脑内部温度每升高5 ℃, 空气中PBDEs各同系物的质量浓度就会提高40%~80%(Waye et al., 2013).电脑内部的散热风扇提高了传质系数, 进一步加剧了SVOCs的释放(Waye et al., 2013).研究发现, 电脑技术人员血清中包含BDE-209在内的高溴BDE的质量浓度是对照组的5倍, 且血清中BDE的质量浓度与其在电脑前工作的时长正相关(Jakobsson et al., 2002).目前对于PBDEs室内释放源的研究较少(Waye et al., 2013), 不利于全面的评价人体对PBDEs等SVOCs的暴露量和环境健康风险.
基于以上讨论, 本研究选取了主要电脑厂家近10年生产的笔记本和台式机电脑, 采集了电脑内置散热风扇处的灰尘, 研究了灰尘中PBDEs的含量、同系物组成、来源和人体暴露量, 并评价了其环境健康风险, 以期为人体通过电脑使用对PBDEs的暴露量研究和环境健康风险评价提供基础资料.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 采样研究选取了常见电脑品牌从2004—2013年10年间生产的笔记本电脑36台和台式机电脑19台, 共55台, 采集电脑散热风扇处灰尘55个, 采样时间为2014年3月, 涵盖市场主流笔记本(Ⅰ：L1~L10, Ⅱ：L11~L18, Ⅲ：L19~L22, Ⅳ：L23, Ⅴ：L24~L29, Ⅵ：L30~34, Ⅶ：L35, Ⅷ：L36)和台式机(Ⅰ：D1~D7, Ⅱ：D8~D14, Ⅲ：D15~D17, Ⅳ：D18, Ⅸ(组装机)：D19)品牌.同时, 在部分电脑使用的室内环境中采集了7台电视机和4台空调机壳内部的灰尘, 以及8个四季室内降尘对照样品, 样品总计74个.灰尘使用超纯水润湿的无尘纸(Kimwipes, Kimberly-Clark, US)擦拭收集.无尘纸使用前依次用甲醇和丙酮/正己烷(体积比1 : 1)索氏抽提各36 h.抽提好的无尘纸使用真空干燥器干燥后, 用洁净铝箔密封, 外套聚乙烯自封袋密封备用.采样时用5张洁净无尘纸滴加超纯水后, 仔细擦拭收集电脑内置散热风扇处的灰尘, 含样无尘纸用洁净无尘纸包好后密封于铝箔袋中.无尘纸采样前后均在恒温恒湿箱(25 ℃, 60%)中放置24 h后, 使用两台0.1 mg的分析天平称重(互为校正).在采样后3个月内完成样品的预处理实验.
2.2 样品预处理与分析 2.2.1 标样与试剂PBDEs标样购自Accustandards (New Haven, CT, USA), 13C12-CB-141, 13C12-CB-208和13C12-CB-209购自Cambridge Isotope Laboratories (Andover, MA, USA).所有溶剂为分析纯或更优(上海国药集团化学试剂有限公司), 经全玻璃系统重蒸后使用.
2.2.2 样品预处理和仪器分析样品预处理和仪器分析方法已建立(Han et al., 2016; 2009;韩文亮等, 2016).简要描述如下：灰尘样品用丙酮/正己烷(体积比1 : 1)索氏抽提, 抽提液旋转蒸发浓缩后, 将溶剂置换为正己烷, 然后过多层硅胶/氧化铝柱净化, 多层硅胶/氧化铝柱的填料自下至上依次为：中性Al2O3、中性硅胶、碱性硅胶、中性硅胶、酸性硅胶和无水Na2SO4, 用70 mL二氯甲烷/正己烷(体积比1 : 1)淋洗、收集包含PBDEs的馏分, 淋洗液旋蒸浓缩后转入1.5 mL棕色玻璃瓶中, 氮吹置换溶剂为正己烷, 定容至50 μL.样品进样前加入适量13C12-CB-208内标, 使用安捷伦GC-MS(Agilent 7890N GC/5975 MS), 采用负化学电离(Negative Chemical Ionization, NCI)选择离子扫描(SIM)法测定PBDEs的组成.3~7溴二苯醚的检测离子为79、81, BDE-209的检测离子为79、81、486.7和488.7.内标(13C12-CB-208)的检测离子为：475.8±2.回收率指示物13C12-CB-141和13C12-CB-209的检测离子分别为：371.9±2和509.7±2.本研究的目标化合物为BDE-17、BDE-28、BDE-71、BDE-47、BDE-66、BDE-77、BDE-100、BDE-99、BDE-85、BDE-118、BDE-154、BDE-153、BDE-138、BDE-183、BDE-190和BDE-209, 共16种.内标法五点校正曲线定量.回收率指示物13C12-CB-141, 13C12-CB-209的回收率分别为106%±18%和103%±16%(n=74).数据未经回收率校正.
2.3 数据统计方法数据统计分析(正态分布检验、方差分析等)使用SPSS 24.0完成, 如无特殊说明, α=0.05.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 PBDEs的含量笔记本和台式机散热风扇处灰尘中PBDEs的含量不符合正态分布, 但符合对数正态分布(Kolmogorov-Smirnov Test), 因此以下如无特殊说明, 主要采用几何均值(GM)讨论.笔记本电脑散热风扇处灰尘中∑PBDEs(16种BDE同系物, 含BDE-209)的GM含量(562 ng · g-1)高于台式机(393 ng · g-1), 但中值的大小关系却相反(表 1), 原因在于笔记本灰尘中的∑PBDEs含量大多较低, 但少数非常高, 如笔记本灰尘∑PBDEs最大值(231663 ng · g-1)是台式机最大值(27492 ng · g-1)的8.4倍.与国内外其他相关报道比较(表 1), 笔记本和台式机灰尘中∑PBDEs的中值含量较低, 但算数均值较其他报道相当或更高, 含量变化范围更大, 这主要受其他相关研究样本量较小的影响所致, 也表明本研究的样本量能相对较好的代表电脑灰尘中∑PBDEs含量总体的变化情况.
| 表 1 电脑散热风扇灰尘中∑PBDEs的含量与其他报道的对比 Table 1 Comparisons of PBDEs contents in dust from cooling fans in computers with other reports |
 |
为了解室内其他常见电器在PBDEs释放方面的贡献, 采集了7台电视机和4台空调的机壳内部灰尘, 结果表明, 电视和空调灰尘中∑PBDEs的GM含量高于笔记本和台式机, 但空调的算数均值低于笔记本, 且电脑灰尘∑PBDEs含量变化范围也高于电视和空调, 显示电脑灰尘是室内PBDEs的重要释放源之一.与其他报道相比, 电视灰尘中∑PBDEs的算数均值较低, 但含量变化范围较为接近, 而空调灰尘中∑PBDEs中值更高, 但含量范围也相近.由于电视机和空调样品样本量较小, 其相关结论有待进一步研究.
笔记本灰尘中∑PBDEs的含量多分布在100~1000 ng · g-1(56%, 图 1), 1000~10000 ng · g-1的占22%, >10000 ng · g-1的占8%；台式机灰尘中∑PBDEs多分布在100~1000 ng · g-1(53%), 1000~10000 ng · g-1的占21%, >10000 ng · g-1的占5%.不同品牌笔记本或台式机之间∑PBDEs的含量相比无显著差异(One-Way ANOVA, p为0.730和0.465；样本量n < 3的品牌未用于检验).各主流品牌笔记本或台式机均有部分散热风扇灰尘样品∑PBDEs含量较高, 显示其可能都曾使用PBDEs作为阻燃剂.
 |
| 图 1 电脑散热风扇等电器灰尘中∑PBDEs的含量分布 Fig. 1 Distribution of ∑PBDEs contents in dust from computer cooling fans and other electronic appliances |
笔记本和台式机散热风扇灰尘中∑PBDEs的含量与灰尘采集量(笔记本：(0.1491±0.1498) g, 范围0.0292~0.7849 g；台式机：(0.3217±0.2827) g, 范围0.0101~1.1531 g；表 2)无显著相关性, 且>1000 ng · g-1的10台笔记本中∑PBDEs的含量与灰尘采集量也无显著相关性, 显示风扇灰尘和PBDEs的来源不同, 灰尘主要来自室内空气, 而PBDEs则主要来自添加PBDEs的电子设备组件在运行过程中的升温释放.
| 表 2 电器灰尘采集量、灰尘中∑PBDEs的含量和电器出厂年月(L：笔记本、D：台式机、T：电视、A：空调) Table 2 Dust sampling amounts and the contents of ∑PBDEs in dust from electronic appliances and their manufacturing dates (L: laptop, D: desktop PC, T: TV set, A: air conditioning) |
|
测定的16种BDE同系物按溴代数划分：Tri-BDE包括BDE-17和BDE-28, Tetra-BDE包括BDE-71、BDE-47、BDE-66和BDE-77, Penta-BDE包括BDE-100、BDE-99、BDE-118和BDE-85, Hexa-BDE包括BDE-154、BDE-153和BDE-138, Hepta-BDE包括BDE-183和BDE-190, Deca-BDE为BDE-209.同系物组成上, 笔记本和台式机均以BDE-209为主(笔记本：89.4%, 台式机：93.3%), 但笔记本BDE-209的比例变化范围(45.1%~99.8%)较台式机(78.3%~99.2%)更大(图 2, L：笔记本、D：台式机、T：电视、A：空调), 这与个别笔记本(如L33)中使用低溴二苯醚商用品有关(见下文分析).电视机和空调也以BDE-209为主(电视机：94.0%, 空调93.2%), 且比例变化范围较电脑更小, 均在80%以上.以上数据表明, 我国电脑等电器中添加的PBDEs商用品以十溴二苯醚为主(Han et al., 2016;韩文亮等, 2016;宋爱民等, 2020).此外, 个别样品(L1、L22、L33、D9、T6、T7、A1)中BDE-183含量较多, 其中L1、D9中BDE-183占∑PBDEs含量比例小(0.2%和3.6%), 表明其主要可能源自商用十溴二苯醚的自然降解(韩文亮等, 2018a; 2020), 而L22、L33、T6、T7和A1中BDE-183较高的百分比(20%、49%、12%、15%和13%)则表明该电器部分组件中可能使用了八溴二苯醚商用品.个别样品(L17、L29和T6)中BDE-28较多, 其中L29和T6中∑PBDEs远高于室内降尘中的含量, 且BDE-28占∑PBDEs比例较低(1.8%和0.3%), 表明其主要源自高溴二苯醚的逐级还原脱溴自然降解(韩文亮等, 2020), 而L17中∑PBDEs含量与室内降尘中的接近, 表明该笔记本中未添加PBDEs, 其较高的BDE-28可能来自室内空气, 有待进一步研究.
 |
| 图 2 电器灰尘中PBDEs的同系物组成(L：笔记本；D：台式机；T：电视；A：空调) Fig. 2 Profiles of PBDEs congeners in dust from electronic appliances (L: laptop; D: desktop PC; T: TV set; A: air conditioning) |
为研究电器是否为室内环境中PBDEs的释放源, 本课题组在采集电器灰尘的前一年内, 使用沉降板采集了部分室内环境的四季降尘样品, 采样方法详见文献(韩文亮等, 2016).对比电脑灰尘样品和降尘样品, 19台笔记本和10台台式机电脑灰尘中∑PBDEs的含量与室内灰尘对照样的比值大于1, 各占笔记本和台式机总数的53%.其中, 8台笔记本(L1、4、9、13、19、29、33、36)和2台台式机(D9、11)的比值大于10, 其比值分别为77±99和53±61倍.有的比值甚至大于100, 如笔记本L1和L36灰尘中∑PBDEs含量与对应室内降尘的比值分别为132和300.这表明部分电脑的组件中使用了PBDEs, 在其运行过程中PBDEs受热从组件中释放, 成为了室内环境中PBDEs的来源之一.另一方面, 也表明部分电脑的组件中未添加PBDEs, 这也是很多研究无法得出电器数量及使用时长与室内灰尘中PBDEs含量之间存在统计相关性的一个主要原因(Hazrati et al., 2006; Destaillats et al., 2008; Li et al., 2015).如台式机D9和D3均为2005年制造的不同品牌电脑, 且两者在同一房间, 使用时长大致相同, 但两者电脑灰尘中∑PBDEs含量与对应室内降尘的比值分别为96和0.3.这表明, D9组件中添加了PBDEs, 且其在使用过程中向室内降尘中传输了PBDEs(Takigami et al., 2008; Genisoglu et al., 2019), 使室内降尘中PBDEs的含量高于组件中未添加PBDEs的D3电脑灰尘.因此, 在进行相关统计分析前, 应先区分各电器中是否添加了PBDEs, 而采集电器灰尘与室内降尘对照样品, 计算两者∑PBDEs含量的比值, 可以在不破坏电器的前提下, 无损的确定其是否含有PBDEs, 有助于从数据统计分析中得出正确的结论.
电脑灰尘中PBDEs的含量除受电脑组件中添加PBDEs与否, 以及室内空气颗粒物中PBDEs含量等的影响外, 与电脑的运行使用时长也有一定的关系(Zheng et al., 2017).如D11、D10和D12为同品牌同型号同时间出厂的台式机, 在同一办公室内作为公用电脑使用, 其中D11使用较为频繁, 其比值(10)高于D10和D12(2和4).
3.4 PBDEs的人体暴露量和环境健康风险评价 3.4.1 暴露情景设置PBDEs是一类添加型的BFRs, 同时也是一类SVOCs.电脑组件中的PBDEs在其运行过程中因温度升高而易于释放(Wei et al., 2018), 挥发进入电脑内部空间空气并分配吸附于颗粒物中, 随散热风扇转动排风而进入室内空气.由于PBDEs在塑料组件中的添加量约5%~30%, 其受热释放量相对其在塑料组件中的总量非常小, 因此其传质速率受扩散系数变化的影响可以忽略不计(Sun et al., 2016; Waye et al., 2013), 且其受热释放速率与组件中PBDEs的添加量变化无关(Waye et al., 2013).人体对电脑释放到室内空气中PBDEs的暴露既有呼吸暴露, 也有对负载电脑源PBDEs室内尘的手口摄入.
呼吸暴露包括对气相PBDEs和负载于可吸入颗粒物(PM10)中PBDEs的暴露.PBDEs的气固分配随温度变化而发生较大的改变.作为一类SVOCs, PBDEs的气固分配通常用颗粒相-气相分配系数Kp(m3 · μg-1)表示(Han et al., 2009; 2010), Kp可由式(1)得出.
|
(1) |
式中, F和A分别为PBDEs在颗粒相和气相中的质量浓度(pg · m-3), TSP为总悬浮颗粒物的质量浓度(μg · m-3).
F/TSP可得出颗粒相中PBDEs的含量(pg · μg-1或mg · g-1).由于风扇灰尘来自室内空气中的TSP, 假定风扇灰尘中PBDEs的气固分配与TSP一致, 则F/TSP(风扇灰尘中PBDEs的含量)已知.
不同温度下的Kp可由式(2)得出.
|
(2) |
式中, KOA为辛醇-空气分配系数, 不同温度下的KOA可由经验公式得出(Harner et al., 2002)；fom为颗粒物中有机质的比例, 对于城市大气常取20%(Han et al., 2009; 2010).室温取25 ℃, 笔记本和台式机电脑在普通运行负荷下排风温度约40 ℃(Waye et al., 2013;李红等, 2019).由式(1)和(2)得出电脑运行时内部空间空气中PBDEs的质量浓度A.
为了解电脑释放源PBDEs对我国居民的平均暴露风险, 利用采样前一年内全国74个按新标准监测并发布环境空气质量的重点城市大气PM10均值(116 μg · m-3, 生态环境部城市空气质量状况月报, http://www.mee.gov.cn/hjzl/dqhj/cskqzlzkyb/index.shtml), 由式(1)得出电脑内部空间空气PM10中PBDEs的质量浓度F, 并得出风扇单位排风量中可吸入PBDEs的总质量浓度(F+A).笔记本电脑在普通工作负荷下的排风量Q约8.6 m3 · h-1(12.7 CFM×0.0283 m3 · CF-1×60 min · h-1×40%)(李红等, 2019), 台式机在普通工作负荷下的排风量Q约64 m3 · h-1(0.032 m3×2000 h-1)(Waye et al., 2013), 电脑每日运行时间T取8 h · d-1(Waye et al., 2013), 由此计算出电脑每日向室内空气中排放的受PBDEs污染的空气体积及PBDEs的总排放量.室内空气总量取30 m3, 换气率取1 h-1(Waye et al., 2013), 由此得出电脑每日8 h运行期间室内空气“总量”为240 m3.假定电脑排风进入室内空气后立刻混合均匀(Waye et al., 2013), 由此计算出稀释后的室内单位空气体积中PBDEs的质量浓度.
考虑到电脑用户主要为成人及未成年学生, 参考国内外暴露参数手册数据(US.EPA, 2011;段小丽, 2016;赵秀阁等, 2014), 分成人和中小学生(6~ < 18岁)两个年龄段人群进行暴露评估, 其长期日均呼吸量分别为16.1和12.7 m3 · d-1, 体重均值分别为61.90和41.35 kg.由此算出人体每日对各BDE同系物的呼吸暴露量, 与其参考剂量(Reference Dose, RfD, ng · kg-1 · d-1, BDE-47和BDE-99：100 ng · kg-1 · d-1, BDE-153：200 ng · kg-1 · d-1, BDE-183：3000 ng · kg · d-1, BDE-209：7000 ng · kg-1 · d-1)(US.EPA, 2008)相比, 初步评价其暴露量.
室内灰尘摄入暴露方面, 电脑源PBDEs可负载于气相和总悬浮颗粒(TSP)进入室内空气, 且温度由排风时的40 ℃降至25 ℃, 其气固分配发生变化.TSP质量浓度基于前述74城市PM10质量浓度除以经验比例系数(~0.7)(Cao et al., 2018; Xie et al., 2019)估算.结合前述电脑排风量和室内空气“总量”等参数, 计算出电脑内部空间TSP和气相负载的PBDEs质量浓度, 以及进入室内后, 室内空气PBDEs气固两相总质量浓度(F+A).F+A不随温度变化而改变, 仅PBDEs在两相中的分配比例随温度变化而改变.由式(1)推导出室内空气TSP中PBDEs的质量浓度算式(3).
|
(3) |
由式(3)得出室温25 ℃下TSP中PBDEs的质量浓度(pg · m-3), 并结合式(1), 得出室温下室内空气TSP中PBDEs的含量(ng · g-1).由于室内尘主要来自TSP沉降, 假定PBDEs在不同粒径颗粒物中的含量一致, 并考虑电脑日运行时间(8 h)占全天总时间的比例系数(1/3), 算出室内尘中源自电脑排风释放的PBDEs日均含量.
人体每日通过灰尘摄入电脑释放源BDE的量由式(4)得出.
|
(4) |
式中, CDIBDE为人体每日通过灰尘摄入电脑释放源BDE同系物的量(ng · d-1)；Cdust为灰尘中BDE的含量(ng · g-1)；IRdust为灰尘平均日摄入量, 由暴露手册推荐值(成人50 mg · d-1, 中小学生94.5 mg · d-1)×日室内活动时间比例(成人：81.04%±13.61%, 中小学生：90.23±0.15%)得出, 成人为(40.5±6.8) mg · d-1, 中小学生为(85.3±0.1) mg · d-1(US.EPA, 2011;段小丽, 2016;赵秀阁等, 2014).
3.4.2 暴露量估计根据以上式子得出成人和中小学生每日通过呼吸途径和灰尘摄入途径暴露于BDE的量, 作为人体对电脑释放源BDE摄入上限的估计值, 与其RfD相比, 初步评价人体经呼吸途径与灰尘摄入途径暴露于电脑释放源BDE的量(图 3).
 |
| 图 3 成人和中小学生每日经灰尘摄入和呼吸途径暴露于电脑释放源BDE同系物的量与RfD的比值(图中空心圆圈表示算数均值, 箱中横线表示中值, 箱体上下边间距为四分位距(25%~75%), 箱外竖线两端表示5%~95%分位数, ×表示最小或最大值) Fig. 3 Ratios of computer source BDE congeners intake via dust ingestion and inhalation exposure to RfD for adults and students (< 18 years old) |
成人和中小学生对电脑释放源主要BDE同系物的呼吸暴露量均较小, 其与RfD的比值基本低于10-4, 中值为10-9~10-6, 显示人体通过呼吸途径对主要BDE同系物的暴露量很低.另一方面, 人体对台式机释放BDE的呼吸暴露(中值：10-8~10-6)高于笔记本(中值：10-9~10-7), 中小学生略高于成人.此外, BDE-209的呼吸暴露量与RfD的比值最大, 而低溴BDE的呼吸暴露量与RfD的比值随溴代数减少而增加, 尤其是对于台式机而言, 这与环境介质中BDE-209的高赋存量及台式机的排风量较大等有关.
人体通过灰尘摄入途径对电脑释放源主要BDE同系物的暴露量与RfD的比值(中值：10-6~10-4)比呼吸途径(中值：10-9~10-6)高1~3个数量级, 显示灰尘摄入是人体对PBDEs暴露的一条主要途径(韩文亮等, 2016; Richman et al., 2018; Nguyen et al., 2019).BDE-209的摄入贡献和样品间变化幅度均最大, 其次是BDE-47和BDE-99, 而BDE-183的摄入贡献很小.这表明, BDE-209是我国人体对电脑释放源PBDEs暴露的主要同系物.另一方面, 人体对台式机释放PBDEs的灰尘摄入量与RfD的比值(中值：10-7~10-4)高于笔记本(中值：10-7~10-6), 中小学生高于成人(3.15倍), 这与未成年人较高的灰尘摄入量及较低的体重有关.此外, 电脑释放源低溴BDE的灰尘摄入量与RfD的比值随溴代数减少而增加.由于我国环境中的低溴BDE主要来自BDE-209的逐级还原脱溴降解(韩文亮等, 2020), 而BDE-209在我国的历史用量和环境赋存量大, 其持续降解所产生低溴BDE的环境健康风险值得继续关注.
3.4.3 风险表征为评价所有已测定的BDE同系物的暴露风险, 本研究将前述已知的RfD用于相同或相邻溴代数的同系物.为了简便, 假设PBDEs对人体的生物利用率等同于动物实验得出的RfD(Fromme et al., 2014).经估算, 人体通过灰尘摄入途径暴露于电脑释放源∑PBDEs的非致癌风险(Non-Cancer Risk Hazards Index, HI)和BDE-209的致癌风险(Carcinogenic Risk, CR)均比呼吸途径高约1~2个数量级, 显示灰尘摄入途径在人体对电脑等室内PBDEs释放源的暴露中扮演主要角色.因此, 不考虑呼吸暴露量不会明显低估电脑释放源PBDEs的环境健康风险, 以下主要表征人体通过灰尘摄入途径暴露于电脑释放源PBDEs的环境健康风险.
人体每天通过灰尘摄入途径暴露于电脑释放源BDE同系物i的量用DIi(Daily Intake, ng · kg-1 · d-1)表示, 由式(5)计算.
|
(5) |
式中, EF为暴露频率(Exposure Frequency, d · a-1), 为对数正态分布(Log-Normal, LN), 基于电脑主要在工作日使用的情况, 成人和中小学生均为LN(252, 1.01), ED为暴露持续时间(Exposure Duration, a), 为均匀分布(Uniform, U), 成人为U(0, 56.83), 中小学生为U(0, 12), BW为体重(kg), 成人为LN(61.90, 14.45), 中小学生为LN(41.35, 12.35), AT为平均暴露时间(Averaging Time, d), 365 d · a-1×74.83 a(中国人群平均期望寿命)=27313 d (Staskal et al., 2008; Yang et al., 2014;赵秀阁等, 2014;段小丽, 2016; Wang et al., 2016).
HI和CR分别由式(6)和(7)计算：
|
(6) |
|
(7) |
式中, RfDi为BDE同系物i的参考剂量(ng · kg-1 · d-1), CSFi为BDE同系物i的致癌斜率因子(Cancer Slope Factor), 目前仅有BDE-209的CSFi数据(0.0007 mg-1 · kg · d)(Staskal et al., 2008; US.EPA, 2008; Wang et al., 2016).
使用Crystal Ball 11.1.2软件, 以蒙特卡罗(Monte Carlo)抽样法(50000次迭代(Yang et al., 2014; Wang et al., 2016))模拟计算得出人体通过灰尘摄入电脑释放源∑PBDEs的HI的概率密度函数(图 4), 以及BDE-209的CR的概率密度函数(图 5).
 |
| 图 4 人体通过灰尘摄入电脑释放源∑PBDEs的非致癌风险(HI)预测概率密度函数 Fig. 4 Predicated probability density functions of non-cancer risks (HI) of the human exposure to computer source PBDEs via dust ingestion |
 |
| 图 5 人体通过灰尘摄入电脑释放源BDE-209的致癌风险(CR)预测概率密度函数 Fig. 5 Predicated probability density functions of cancer risks (CR) of the human exposure to computer source BDE-209 via dust ingestion |
∑PBDEs的非致癌风险方面, 台式机HI的95%分位数(成人：3.66×10-4, 中小学生：2.51×10-4)约是笔记本的2.4倍(成人：1.52×10-4, 中小学生：1.05×10-4), 但两者均远低于1, HI>1的概率均小于0.000%, 表明其非致癌风险较小(Wang et al., 2016).BDE-209的致癌风险方面, 台式机CR的95%分位数(成人：7.28×10-10, 中小学生：5.00×10-10)约是笔记本的1.5倍(成人：4.86×10-10, 中小学生：3.35×10-10).以10-6作为可接受致癌风险的上限(Wang et al., 2016;佟瑞鹏等, 2017), 笔记本和台式机CR>10-6的超标概率均小于0.000%, 显示人体暴露于电脑释放源BDE-209的致癌风险很低.此外, 成人暴露于∑PBDEs的HI和BDE-209的CR均高于中小学生(~1.5倍).
在极端情况下(灰尘中∑PBDEs含量最大值, 室内灰尘最大摄入速率(US.EPA, 2011; Ni et al., 2013), 成人0.1 g · d-1, 中小学生0.2 g · d-1), 人体通过笔记本电脑释放源灰尘对∑PBDEs的暴露量是RfD的0.45%(成人)和1.49%(中小学生), 通过台式机电脑释放源灰尘对∑PBDEs的暴露量为RfD的0.62%(成人)和2.06%(中小学生).以上暴露量虽然均低于RfD, 但由于人体对PBDEs日常暴露途径的多样性(Fan et al., 2018), 其叠加后的暴露量和环境健康风险仍需要进一步研究和评估.
3.5 不确定性分析由于部分暴露参数固有的不确定性, 在特定条件下暴露风险可能会有较大的差异(Waye et al., 2013;生态环境部, 2020).电脑运行温度(40 ℃)为理想室温(25 ℃)下的普通负荷温度, 受季节因素、电脑配置及运行负荷的影响, 在高温天气及电脑运行游戏或大型专业软件等工况下, 可能会有较大的温升, 降低其材料-空气分配系数(KMA, 受KOA控制, 对于PBDEs而言, KMA约是KOA的10倍(Waye et al., 2013)), 增加电脑组件中PBDEs的释放速率(Tan et al., 2020), 从而提高人体对PBDEs的暴露风险.其中, BDE-209等高溴BDE的释放速率上升幅度(75%~80%/5 ℃温升)高于BDE-47(40%~45%/5 ℃温升)等低溴BDE(Waye et al., 2013).由于用户对电脑近距离的使用, 通过室内灰尘平均PBDEs含量估计的暴露量可能在一定程度上低估了其暴露风险(Destaillats et al., 2008).室内空气体积在办公等公共环境中可能会因人员和设备密集而偏小, 也会在一定程度上低估PBDEs的暴露风险.室内空气换气率受到季节变化、建筑类型(办公、家庭和教室等)和空调/采暖等的影响, 可能存在较大的变化(Fortenberry et al., 2019).
PBDEs在不同粒径颗粒物中的分布存在差异(Li et al., 2018), 大致规律为低溴BDE在细颗粒中的比例较高, 而高溴BDE在粗颗粒中较多(Han et al., 2009).由于我国环境中的PBDEs以BDE-209为主(Han et al., 2016;韩文亮等, 2016; 2020), PBDEs在不同粒径颗粒物中含量一致的假设虽简化了计算, 但一定程度上可能低估了PBDEs的环境健康风险.另一方面, 由于BDE-209在环境介质中的逐级还原脱溴自然降解过程复杂漫长(韩文亮等, 2020), 而低溴BDE的环境毒性和健康风险更大(韩文亮等, 2018b), 也会低估PBDEs的暴露风险.此外, 含有PBDEs的塑料组件大规模的再生利用(Li et al., 2020)也会使PBDEs的环境寿命及暴露风险超出预期.
电脑每日运行时间基于工作日8 h · d-1计算, 由于不同年龄人群日均使用电脑时长存在较大差异, 对计算结果可能有较大的影响.但考虑到电脑在现代办公、教学和居家等常见室内环境中已普及使用, 即使本人没有使用, 也会因共同工作或生活人员使用电脑的影响, 被动的暴露于室内电脑排风释放的PBDEs, 本文在计算时主要从室内平均质量浓度或含量评估, 可降低其风险评价的不确定性.
4 结论(Conclusions)1) 各主流品牌电脑均有部分散热风扇灰尘样品∑PBDEs含量较高, 显示其可能都曾使用PBDEs作为阻燃剂.同系物组成上, 笔记本和台式机均以BDE-209为主(笔记本：89.4%, 台式机：93.3%).
2) 53%的笔记本(19/36)和台式机(10/19)散热风扇灰尘中∑PBDEs的含量与室内降尘对照样的比值大于1.其中, 8台笔记本和2台台式机的比值大于10(77±99和53±61), 表明部分电脑的组件中添加了PBDEs, 其运行使用是室内环境中PBDEs的来源之一.
3) 人体通过灰尘摄入途径暴露于电脑释放源∑PBDEs的非致癌风险(HI)和BDE-209的致癌风险(CR)均比呼吸途径高1~2个数量级, 显示灰尘摄入途径在人体对电脑等室内PBDEs释放源的暴露中扮演主要角色.各暴露途径的暴露量均低于RfD, HI>1和CR>10-6(可接受致癌风险的上限)的超标概率均小于0.000%, 显示人体通过灰尘摄入和呼吸途径对电脑释放源PBDEs的暴露风险低.
4) BDE-209是我国人体经灰尘摄入和呼吸途径暴露于电脑释放源PBDEs的首要同系物, 主要低溴BDE的暴露风险随溴代数降低而增加.
Aldrian A, Ledersteger A, Pomberger R. 2015. Monitoring of WEEE plastics in regards to brominated flame retardants using handheld XRF[J]. Waste Management, 36: 297-304. DOI:10.1016/j.wasman.2014.10.025 |
Allen J G, McClean M D, Stapleton H M, et al. 2008. Linking PBDEs in house dust to consumer products using X-ray fluorescence[J]. Environmental Science & Technology, 42(11): 4222-4228. |
Babbitt C W, Williams E, Kahhat R. 2011. Institutional disposition and management of end-of-life electronics[J]. Environmental Science & Technology, 45(12): 5366-5372. |
Betts K. 2006. PBDEs and PCBs in computers, cars, and homes[J]. Environmental Science & Technology, 40(24): 7452-7452. |
Cao X, Zhang X, Tong D Q, et al. 2018. Review on physicochemical properties of pollutants released from fireworks:environmental and health effects and prevention[J]. Environmental Reviews, 26(2): 133-155. DOI:10.1139/er-2017-0063 |
de la Torre A, Navarro I, Sanz P, et al. 2020. Organophosphate compounds, polybrominated diphenyl ethers and novel brominated flame retardants in European indoor house dust:Use, evidence for replacements and assessment of human exposure[J]. Journal of Hazardous Materials, 382: 121009. DOI:10.1016/j.jhazmat.2019.121009 |
Destaillats H, Maddalena R L, Singer B C, et al. 2008. Indoor pollutants emitted by office equipment:A review of reported data and information needs[J]. Atmospheric Environment, 42(7): 1371-1388. DOI:10.1016/j.atmosenv.2007.10.080 |
Dodson R E, Camann D E, Morello-Frosch R, et al. 2015. Semivolatile organic compounds in homes:Strategies for efficient and systematic exposure measurement based on empirical and theoretical factors[J]. Environmental Science & Technology, 49(1): 113-122. |
段小丽. 2016. 中国人群暴露参数手册(儿童卷):概要[M]. 北京: 中国环境出版社.
|
English K, Toms L M L, Gallen C, et al. 2016. BDE-209 in the Australian environment:Desktop review[J]. Journal of Hazardous Materials, 320: 194-203. DOI:10.1016/j.jhazmat.2016.08.032 |
Estill C F, Slone J, Mayer A, et al. 2020. Worker exposure to flame retardants in manufacturing, construction and service industries[J]. Environment International, 135: 105349. DOI:10.1016/j.envint.2019.105349 |
Fan G T, Xie J C, Yoshino H, et al. 2018. Common SVOCs in house dust from urban dwellings with schoolchildren in six typical cities of China and associated non-dietary exposure and health risk assessment[J]. Environment International, 120: 431-442. DOI:10.1016/j.envint.2018.08.031 |
Fortenberry C, Walker M, Dang A, et al. 2019. Analysis of indoor particles and gases and their evolution with natural ventilation[J]. Indoor Air, 29(5): 761-779. DOI:10.1111/ina.12584 |
Fromme H, Hilger B, Kopp E, et al. 2014. Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs), hexabromocyclododecane (HBCD) and "novel" brominated flame retardants in house dust in Germany[J]. Environment International, 64: 61-68. DOI:10.1016/j.envint.2013.11.017 |
Genisoglu M, Sofuoglu A, Kurt-Karakus P B, et al. 2019. Brominated flame retardants in a computer technical service:Indoor air gas phase, submicron (PM1) and coarse (PM10) particles, associated inhalation exposure, and settled dust[J]. Chemosphere, 231: 216-224. DOI:10.1016/j.chemosphere.2019.05.077 |
Guo J, Zhang R, Xu Z M. 2015. PBDEs emission from waste printed wiring boards during thermal process[J]. Environmental Science & Technology, 49(5): 2716-2723. |
Han W L, Fan T, Xu B H, et al. 2016. Passive sampling of polybrominated diphenyl ethers in indoor and outdoor air in Shanghai, China:seasonal variations, sources, and inhalation exposure[J]. Environmental Science and Pollution Research, 23(6): 5771-5781. DOI:10.1007/s11356-015-5792-9 |
Han W L, Feng J L, Gu Z P, et al. 2009. Polybrominated diphenyl ethers in the atmosphere of Taizhou, a major e-waste dismantling area in China[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 83(6): 783-788. DOI:10.1007/s00128-009-9855-9 |
Han W L, Feng J L, Gu Z P, et al. 2010. Polychlorinated biphenyls in the atmosphere of Taizhou, a major e-waste dismantling area in China[J]. Journal of Environmental Sciences, 22(4): 589-597. DOI:10.1016/S1001-0742(09)60150-9 |
韩文亮, 刘豫, 陈海明, 等. 2016. 厦门室内多溴二苯醚的沉降通量、季节变化与人体暴露水平[J]. 环境科学, 37(3): 834-846. |
韩文亮, 陈海明. 2018a. 蒙脱石搭载纳米Ni-Fe超声降解十溴二苯醚[J]. 化工进展, 37(1): 350-358. |
韩文亮, 郑小燕. 2018b. 十溴二苯醚及其降解产物对浮游生物的毒性[J]. 环境科学学报, 38(2): 821-828. |
韩文亮, 刘豫, 冯凯文. 2020. 泉州山美水库及入库河流沉积物中多溴二苯醚的时空分异和降解分析[J]. 环境科学, 41(10): 4525-4538. |
Harner T, Shoeib M. 2002. Measurements of octanol-air partition coefficients (KOA) for polybrominated diphenyl ethers (PBDEs):Predicting partitioning in the environment[J]. Journal of Chemical and Engineering Data, 47(2): 228-232. DOI:10.1021/je010192t |
Hazrati S, Harrad S. 2006. Causes of variability in concentrations of polychlorinated biphenyls and polybrominated diphenyl ethers in indoor air[J]. Environmental Science & Technology, 40(24): 7584-7589. |
Huang Y M, Chen L G, Peng X C, et al. 2010. PBDEs in indoor dust in South-Central China:Characteristics and implications[J]. Chemosphere, 78(2): 169-174. DOI:10.1016/j.chemosphere.2009.09.061 |
Jakobsson K, Thuresson K, Rylander L, et al. 2002. Exposure to polybrominated diphenyl ethers and tetrabromobisphenol A among computer technicians[J]. Chemosphere, 46(5): 709-716. DOI:10.1016/S0045-6535(01)00235-1 |
Kuo L J, Cade S E, Cullinan V, et al. 2019. Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in plasma from E-waste recyclers, outdoor and indoor workers in the Puget Sound, WA region[J]. Chemosphere, 219: 209-216. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.12.006 |
Lee S, Jang Y C, Kim J G, et al. 2015. Static and dynamic flow analysis of PBDEs in plastics from used and end-of-life TVs and computer monitors by life cycle in Korea[J]. Science of the Total Environment, 506-507: 76-85. DOI:10.1016/j.scitotenv.2014.10.116 |
李红, 李俊, 龚国辉. 2019. 笔记本电脑散热结构优化设计[J]. 计算机工程与科学, 41(3): 446-451. |
Li T Y, Zhou J F, Wu C C, et al. 2018. Characteristics of polybrominated diphenyl ethers released from thermal treatment and open burning of e-waste[J]. Environmental Science & Technology, 52(8): 4650-4657. |
Li Y, Chang Q M, Luo Z, et al. 2020. Transfer of POP-BFRs within e-waste plastics in recycling streams in China[J]. Science of the Total Environment, 717: 135003. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.135003 |
Li Y, Chen L, Wen Z H, et al. 2015. Characterizing distribution, sources, and potential health risk of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in office environment[J]. Environmental Pollution, 198: 25-31. DOI:10.1016/j.envpol.2014.12.024 |
Li Y, Duan Y P, Huang F, et al. 2014. Polybrominated diphenyl ethers in e-waste:Level and transfer in a typical e-waste recycling site in Shanghai, Eastern China[J]. Waste Management, 34(6): 1059-1065. DOI:10.1016/j.wasman.2013.09.006 |
Lucattini L, Poma G, Covaci A, et al. 2018. A review of semi-volatile organic compounds (SVOCs) in the indoor environment:occurrence in consumer products, indoor air and dust[J]. Chemosphere, 201: 466-482. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.02.161 |
吕静雅, 王璞, 赵文博, 等. 2020. 饲料级硫酸铜中二噁英类多氯联苯的污染特征及其来源研究[J]. 环境科学学报, 40(4): 1500-1506. |
Morf L S, Tremp J, Gloor R, et al. 2005. Brominated flame retardants in waste electrical and electronic equipment:substance flows in a recycling plant[J]. Environmental Science & Technology, 39(22): 8691-8699. |
Nguyen L V, Diamond M L, Venier M, et al. 2019. Exposure of Canadian electronic waste dismantlers to flame retardants[J]. Environment International, 129: 95-104. DOI:10.1016/j.envint.2019.04.056 |
Ni H G, Cao S P, Chang W J, et al. 2011. Incidence of polybrominated diphenyl ethers in central air conditioner filter dust from a new office building[J]. Environmental Pollution, 159(7): 1957-1962. DOI:10.1016/j.envpol.2010.12.007 |
Ni K, Lu Y L, Wang T Y, et al. 2013. A review of human exposure to polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in China[J]. International Journal of Hygiene and Environmental Health, 216(6): 607-623. DOI:10.1016/j.ijheh.2013.02.002 |
Niu X J, Liu C, Song X F. 2015. Simulation research on the natural degradation process of PBDEs in soil polluted by e-waste under increased concentrations of atmospheric O3[J]. Chemosphere, 118: 373-382. DOI:10.1016/j.chemosphere.2014.10.068 |
Peng C F, Tan H L, Guo Y, et al. 2017. Emerging and legacy flame retardants in indoor dust from East China[J]. Chemosphere, 186: 635-643. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.08.038 |
Richman K E, Butt C M, Young C J. 2018. Size-resolved particle measurements of polybrominated diphenyl ethers indoors:Implications for sources and human exposure[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 37(2): 481-490. DOI:10.1002/etc.3981 |
Schecter A, Papke O, Joseph J E, et al. 2005. Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in US computers and domestic carpet vacuuming:Possible sources of human exposure[J]. Journal of Toxicology and Environmental Health-Part a-Current Issues, 68(7): 501-513. DOI:10.1080/15287390590909715 |
生态环境部. 2020. HJ 1111-2020生态环境健康风险评估技术指南总纲[S].北京: 中国环境出版社
|
宋爱民, 李会茹, 刘合欢, 等. 2020. 练江沉积物中多溴联苯醚的污染特征、来源和潜在生态风险研究[J]. 环境科学学报, 40(4): 1309-1320. |
Stapleton H M, Dodder N G. 2008. Photodegradation of decabromodiphenyl ether in house dust by natural sunlight[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 27(2): 306-312. DOI:10.1897/07-301R.1 |
Staskal D F, Scott L L F, Haws L C, et al. 2008. Assessment of polybrominated diphenyl ether exposures and health risks associated with consumption of southern mississippi catfish[J]. Environmental Science & Technology, 42(17): 6755-6761. |
Stubbings W A, Nguyen L V, Romanak K, et al. 2019. Flame retardants and plasticizers in a Canadian waste electrical and electronic equipment (WEEE) dismantling facility[J]. Science of the Total Environment, 675: 594-603. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.04.265 |
Su G Y, Letcher R J, Crump D, et al. 2016. Sunlight irradiation of highly brominated polyphenyl ethers generates polybenzofuran products that alter dioxin-responsive mRNA expression in chicken hepatocytes[J]. Environmental Science & Technology, 50(5): 2318-2327. |
Sun B B, Hu Y A, Cheng H F, et al. 2016. Kinetics of brominated flame retardant (BFR) releases from granules of waste plastics[J]. Environmental Science & Technology, 50(24): 13419-13427. |
Sun J Q, Chen Q, Han Y, et al. 2018. Emissions of selected brominated flame retardants from consumer materials:the effects of content, temperature, and timescale[J]. Environmental Science and Pollution Research, 25(24): 24201-24209. DOI:10.1007/s11356-018-2494-0 |
Takigami H, Suzuki G, Hirai Y, et al. 2008. Transfer of brominated flame retardants from components into dust inside television cabinets[J]. Chemosphere, 73(2): 161-169. DOI:10.1016/j.chemosphere.2008.06.032 |
Tan J, Cheng S M, Loganath A, et al. 2007. Polybrominated diphenyl ethers in house dust in Singapore[J]. Chemosphere, 66(6): 985-992. DOI:10.1016/j.chemosphere.2006.07.052 |
Tan S F, Chen Z Y, Wang R, et al. 2020. Emission characteristics of polybrominated diphenyl ethers from the thermal disassembly of waste printed circuit boards[J]. Atmospheric Environment, 226: 117402. DOI:10.1016/j.atmosenv.2020.117402 |
佟瑞鹏, 杨校毅, 张磊, 等. 2017. 居民经手口途径摄入含PAHs颗粒物的致癌风险评价[J]. 环境科学, 38(10): 4228-4235. |
US.EPA. 2008. Integrated risk information system[OL]. 2020-05-05, http://cfpub.epa.gov/ncea/iris/index.cfm
|
US.EPA. 2011. Exposure factors handbook: 2011 Edition (EPA/600/R-09/052F)[M]. Washington, DC: US Environmental Protection Agency.
|
Waaijers S L, Parsons J R. 2016. Biodegradation of brominated and organophosphorus flame retardants[J]. Current Opinion in Biotechnology, 38: 14-23. DOI:10.1016/j.copbio.2015.12.005 |
Wang G G, Peng J L, Zhang D H, et al. 2016. Characterizing distributions, composition profiles, sources and potential health risk of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in the coastal sediments from East China Sea[J]. Environmental Pollution, 213: 468-481. DOI:10.1016/j.envpol.2016.02.054 |
Wang S R, Romanak K A, Hendryx M, et al. 2020. Association between thyroid function and exposures to brominated and organophosphate flame retardants in rural Central Appalachia[J]. Environmental Science & Technology, 54(1): 325-334. |
Waye S K, Anderson A, Corsi R L, et al. 2013. Thermal effects on polybrominated diphenyl ether mass transfer and emission from computer cases[J]. International Journal of Heat and Mass Transfer, 64: 343-351. DOI:10.1016/j.ijheatmasstransfer.2013.04.062 |
Wei W J, Mandin C, Ramalho O. 2018. Influence of indoor environmental factors on mass transfer parameters and concentrations of semi-volatile organic compounds[J]. Chemosphere, 195: 223-235. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.12.072 |
Williams E, Kahhat R, Allenby B, et al. 2008. Environmental, social, and economic implications of global reuse and recycling of personal computers[J]. Environmental Science & Technology, 42(17): 6446-6454. |
Xie J J, Yuan C G, Xie J, et al. 2019. Fraction distribution of arsenic in different-sized atmospheric particulate matters[J]. Environmental Science and Pollution Research, 26(30): 30826-30835. DOI:10.1007/s11356-019-06176-w |
Yang W, Lang Y, Li G. 2014. Cancer risk of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the soils from Jiaozhou Bay wetland[J]. Chemosphere, 112: 289-295. DOI:10.1016/j.chemosphere.2014.04.074 |
赵秀阁, 段小丽. 2014. 中国人群暴露参数手册(成人卷):概要[M]. 北京: 中国环境出版社.
|
Zheng X B, Qiao L, Covaci A, et al. 2017. Brominated and phosphate flame retardants (FRs) in indoor dust from different microenvironments:Implications for human exposure via dust ingestion and dermal contact[J]. Chemosphere, 184: 185-191. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.05.167 |
Zheng X B, Sun R X, Qiao L, et al. 2017. Flame retardants on the surface of phones and personal computers[J]. Science of the Total Environment, 609: 541-545. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.07.202 |