2019, Vol. 40
2. 北京大学城市与环境学院, 地表过程分析与模拟教育部重点实验室, 北京 100871
, ZHAO Liu-yuan1 , MU Xi1 , LI Yao-jie1 , MAO Xiao-xuan1 , HUANG Tao1 , MA Jian-min2 , GAO Hong1
2. Laboratory for Earth Surface Processes, Ministry of Education, College of Urban and Environmental Science, Peking University, Beijing 100871, China
电子产品的不断更新换代, 导致电子垃圾成为世界上增长最快的固体废弃物[1].中国一方面面临外来“洋”垃圾给本土环境带来的破坏：根据联合国环境规划署(United Nations Environment Programme, UNEP)的数据, 约有50%~80%(2005年)产生于发达国家的电子垃圾被出口到发展中国家, 如中国、印度、巴基斯坦、越南、菲律宾和非洲大陆其他许多国家[2]; 另一方面我国本土与日俱增的废旧电子产品数量也给回收与拆解地的周边环境及职业工人和居民带来严重污染及健康威胁.全球电子垃圾每年增加4 000万t, 到2020年, 中国旧计算机形成的电子垃圾数量较2007年将增加2~4倍, 旧电视机产生的电子垃圾将增加1.5~2倍[3].废电器和电子设备是由各种材料制备的元件组合而成, 因而被视为金属、超细粉、铝黄金和塑料等废物再利用的宝贵资源[4].由于作坊式电子垃圾拆解活动对局地环境和人群会造成严重污染及健康风险, 同时为了最大程度地废物资源化回收利用, 中国规模化电子垃圾处理产业近年来得以较快发展.
废旧电子产品的各种元件中包含诸多重金属, 诸如铅(Pb)主要用作阴极射线管(电视机的显示器)玻璃中的焊料和氧化铅的主要成分, 电池中也含有镍(Ni)、镉(Cd)等重金属[5].镉主要被用于某些开关和电子器件的焊点, 及旧式阴极射线管中的“荧光粉”涂层[6].锌(Zn)则以氧化锌的形式作为压敏电阻的主要原材料而应用于黑白或彩色电视机[7].废弃电器电子产品在具有资源性的同时也具有潜在的健康危害, 如通过拆解活动而排放到周围环境中的重金属对人体肾脏、骨骼、呼吸及免疫等系统会产生严重危害[8].关于国内大气重金属污染问题主要以城市为研究区域, 对颗粒物、降尘中的重金属的污染水平、季节变化、来源解析、形态分布、健康以及生态风险等内容展开研究[9~12].而关于电子垃圾中的重金属污染状况, 主要集中在对土壤[13~15]、沉积物[16]等环境介质的关注.对于电子垃圾大气颗粒物中重金属的相关研究鲜见报道. Xue等[17]对江苏某一电子工业园区的废旧线路板的拆解车间中TSP及PM10中重金属(Cr、Cu、Cd、Pb), 分别从不同暴露途径进行了健康风险评估. Fang等[18]分别对上海某一典型废旧电视机显示器手工拆解车间和机械拆解车间的PM10及PM2.5中重金属(Cr、Ni、Cu、Cd、Pb)展开污染水平及致癌与非致癌健康风险评估的研究. Deng等[19]对以家庭作坊为主要的拆解方式的广东贵屿镇的TSP和PM2.5的重金属污染水平及毒性试验进行了研究, 并分析得出由于焚烧等原始拆解方式在贵屿个体小作坊的普遍应用, 增大毒性金属向大气环境释放的可能.
国内关于电子垃圾排放的重金属污染相关研究, 主要在中国加工电子废物回收较为集中的东南部地区, 如：贵屿、台州、清远[8].这些地区主要是通过个体手工作坊采用露天焚烧、强酸浸泡等原始落后方式提取贵金属, 落后而原始的拆解方式造成了较为严重的生态恶果, 如污染地下水及土壤.随着国家产业西移战略的推进和实施, 以及避免传统的手工作坊式拆解活动所造成的环境污染及健康风险, 规模化的电子垃圾回收与拆解相关产业亦开始在西北地区投资建设.与地下水较为丰富的南方地区比较, 西北干旱地区地下水资源相对匮乏, 地下水系欠发达, 且人口稀疏.但西北干旱区生态环境脆弱, 其规模化的电子垃圾拆解厂是否会给当地带来生态与健康的问题还有待于研究证实.刘保健等[20]虽提出建立西北地区电子垃圾的回收渠道, 走规模化的发展道路.但就目前来看, 通过监测数据定量评估分析西北干旱区规模化建厂的电子垃圾拆解生产活动所产生的排放以及所带来的周边环境污染及职业暴露风险还未见公开报道.由此, 本文对西北干旱区某个按国家环保要求建设的规模化电子垃圾拆解厂拆解活动所排放的重金属进行了污染水平、污染特征及其带来的职业呼吸暴露风险等研究, 通过了解电子垃圾产业西移给周边空气环境以及职业人群健康所带来的影响和风险, 以期为企业管理者及政府环境管理提供理论支撑和科学决策.
1 材料与方法 1.1 研究区概况及采样点布设研究区概况：本研究选取的某规模化电子垃圾拆解厂位于西北干旱半干旱区的甘肃省兰州市皋兰县(36°20'N, 103°57'E), 如图 1所示, 属温带大陆性气候, 昼夜温差大.该拆解厂是按照国家环保要求建厂, 并根据环保部所发布相关规章制度要求来管控电子垃圾拆解和回收活动.拆解废物主要包括电视机、电脑的废旧显示器, 液晶电视、电脑、笔记本外壳、电路板、液晶屏等元件及零件.
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图 1 西北地区某规模化电子垃圾拆解厂地理位置及采样点布设示意 Fig. 1 Geographical location and sampling sites layout of a large-scale electronic waste dismantling plant in Northwest China |
采样点布设：本研究选取该电子垃圾规模化拆解厂中的一个拆解车间作为车间内采样点, 以调查拆解活动排放对室内作业环境带来的重金属污染; 此外, 为了了解拆解活动的重金属排放通过空气的扩散迁移对周边空气环境的影响, 选取该拆解厂内的一个五层行政办公楼楼顶作为车间外空气环境的采样点; 本研究的对照点位于该规模化电子垃圾拆解厂上风向5 km处.
1.2 样品采集、前处理与分析拆解车间内、外：采集空气颗粒相(PM1.0、PM2.5、PM10)样品; 对照点：由于采样器数量的限制, 只对PM2.5进行了样品采集. PM10采用大流量空气采样器(中国武汉天虹智能仪器厂)采集, PM2.5及PM1.0亦由大流量空气采样器(Grase by Anderson)采集.本研究于2016年11月17~26日期间, 连续采集10 d空气颗粒相样品, 采样期间平均最高气温为7.6℃, 平均最低气温为-9.4℃.使用石英滤膜(QFF, 20.3 cm×25.4 cm, Whatman, 英国)进行颗粒相样品采集, 共采集样品70个, 车间内、外及对照点的采样流量依次分别为200、300和250 L·min-1.每天采样时间为23 h, 采样前后分别称重并予以记录, 同时记录大气压、温度等参数, 以计算标准状况下颗粒相重金属的质量浓度.
样品前处理：用剪刀将八分之一滤膜剪碎于微波消解罐中并加入9 mL浓盐酸和3 mL浓硝酸, 消解采用安东帕(Multi wave 3000)消解法, 消解时间为79 min.消解结束及过滤后, 用超纯水定容到刻度线, 于4℃冷藏保存直至分析.
样品分析：利用电感耦合等离子体光学发射光谱仪(ICP-OES, PerkineElmer SCIEX, Optima 5300)定量分析所有重金属(Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn)含量.每一批样品均设置两个平行样、一个空白样, 并且对所有待测重金属进行了空白加标回收测试以控制分析的准确度.每种重金属元素的空白加标回收率范围在95%~110%之间.平行样品的待测重金属浓度相对标准差≤10%.
1.3 健康风险评估模型本研究基于观测到的空气颗粒相重金属浓度, 利用以下健康风险评估模型对该规模化电子垃圾拆解厂车间内作业环境中职业工人呼吸暴露风险进行了评估.根据美国环保署综合危险度信息数据库(Integrated Risk Information System, IRIS)和国际癌症研究机构(International Agency for Research on Cancer, IARC)对致癌物与非致癌物的划分, 则重金属健康风险划分为致癌性健康风险与非致癌性健康风险.本研究所关注的6种重金属中均具有慢性非致癌健康风险, 其中Cd、Cr和Ni作为致癌物还具有致癌风险.对于非致癌性风险, 呼吸暴露途径的日平均暴露剂量[mg·(kg·d)-1]计算公式如式(2)[21], 暴露参数详见表 1.
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表 1 健康风险评估暴露参数 Table 1 Parameters of the health risk assessment model |
对于致癌性健康风险, 基于美国EPA仅给出了关于呼吸暴露的致癌风险暴露剂量公式, 如式(3)[21], 由此本研究只涉及由职业环境呼吸暴露所带来的致癌风险.
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关于呼吸速率以及平均暴露时间等参数, 本研究基于对拆解车间职业工人年龄、体重、工时等问题进行调查问卷的结果, 结合中国卫生年鉴人口寿命数据, 综合考虑后得出表 1的参数值.
对于非致癌风险, 本研究采用暴露量与重金属参考剂量的比值, 即危害熵(hazard quotient, HQ)来度量, 其表达式为HQ=ADD/RfD.其中RfD表示重金属污染物的参考剂量.采用危害熵的值来评估健康风险的高低, 若HQ＜1时, 认为风险较小或可忽略不计; 若HQ＞1时, 则认为存在非致癌风险; 对于致癌风险, 用暴露剂量乘以相应的致癌斜率因子SF, 即得到相应的致癌总风险Risk[21]:
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为了评估不同粒径颗粒态的重金属对人体健康危害的差异, 本研究采用国际防辐射委员会(International Commission on Radiological Protection, ICRP)提供的简化的ICRP模型计算颗粒态重金属在人体呼吸系统不同器官如鼻腔咽喉部(head airways, HA)、气管支气管部位(traheobronchial region, TB)和肺泡部位(alveolar region, AR)的沉积通量[26], 颗粒态污染物在人体呼吸系统不同器官的沉积通量(deposition flux, D)用公式(5)计算[26]：
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式中, Dj, i为第i个粒径范围的颗粒物在第j个部位的沉积通量, ng·h-1. DFj, i为第i个粒径段颗粒物在第j个部位的沉积系数, 由于计算过程过于复杂, 本研究仅给出DFHA, i的计算公式, 其他2个沉积部位的计算公式具体参见文献[26]. Ci是不同粒径颗粒物上污染物的浓度, ng·m-3.V是正常成人的呼吸速率, 取0.45 m3·h-1[27]. IF为颗粒物的可吸入部分(inhalable fraction), Dp为颗粒物的粒径(μm).
2 结果与讨论 2.1 空气颗粒物中重金属浓度水平及污染特征 2.1.1 拆解车间内颗粒物重金属浓度水平拆解车间内颗粒物(PM1.0、PM2.5、PM10)的重金属浓度从大到小依次为, PM1.0:Zn(1 977 ng·m-3)＞Pb (568 ng·m-3)＞Cu (201 ng·m-3)＞Ni(108 ng·m-3)＞Cr(53 ng·m-3)＞Cd(14 ng·m-3); PM2.5:Zn(4 890 ng·m-3)＞Pb(1 201 ng·m-3)＞Cu(1 200 ng·m-3)＞Ni(320 ng·m-3)＞Cr(170 ng·m-3)＞Cd(30 ng·m-3); PM10：Zn (3 690 ng·m-3)＞Pb (1 280 ng·m-3)＞Cu (1 087 ng·m-3)＞Ni (350 ng·m-3)＞Cr (170 ng·m-3)＞Cd (20 ng·m-3).从图 2中也可以看出, 拆解车间内重金属在PM2.5中分布的浓度水平最高, 表明车间内重金属易于吸附在PM2.5上.
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图 2 拆解车间内外PM10、PM2.5、PM1.0及对照点PM2.5中重金属浓度水平 Fig. 2 Concentrations of heavy metals in the particulate matter at the indoor and outdoor dismantling workplaces and control site |
由于电子垃圾拆解产业没有制定如其他行业车间空(废)气中重金属的行业排放标准, 由此, 本研究依据《工作场所空气中有毒物质容许浓度》Cd、Ni、Pb和Cu这4种重金属元素的浓度限定值(0.02、1.5、0.15和2.5 mg·m-3), 对本研究的拆解车间内的相对应的重金属元素浓度水平进行比较及评定, 结果表明本研究的相对应重金属的最高浓度水平值均远低于上述工作场所空气中有毒物质容许浓度限定值的3~4个数量级.说明规模化电子垃圾拆解活动造成车间内重金属排放污染与其他职业场所造成的重金属污染相比, 相对水平较低.
2.1.2 拆解车间外颗粒物重金属浓度水平拆解车间外颗粒物(PM1.0、PM2.5、PM10)的重金属浓度从大到小依次为, PM1.0：Zn (890 ng·m-3)＞Pb(157 ng·m-3)＞Cu(89 ng·m-3)＞Cr(31 ng·m-3)＞Ni (28 ng·m-3)＞Cd (8 ng·m-3); PM2.5: Zn (1 174 ng·m-3)＞Pb (196 ng·m-3)＞Cu (103 ng·m-3)＞Cr(38 ng·m-3)＞Ni(29 ng·m-3)＞Cd(12 ng·m-3); PM10：Zn (1 245 ng·m-3)＞Pb (240 ng·m-3)＞Cu (110 ng·m-3)＞Cr (41 ng·m-3)＞Ni (38 ng·m-3)＞Cd (12 ng·m-3).拆解车间外重金属在PM10中含量最高(图 2), 表明在车间外环境空气中重金属更易于吸附于较粗的颗粒物PM10上, 与车间内重金属的粒径分布特征有所不同.可能由于车间内外不同的环境条件如温度、相对湿度、风速等, 以及内外环境扩散机制等不同在一定程度上影响不同粒径的颗粒物对重金属的吸附含量大小, 而且车间外上风向干旱区大面积土壤裸露, 自然扬尘等外来源也会造成PM10中重金属浓度高于细颗粒物.车间内外3种重金属(Zn、Pb、Cu)在不同粒径中的含量均较高, 分析与所拆解的电子垃圾种类有关, 印制线路板, 电视机显示器的阴极射线管以及电视机中压敏电阻的原材料中Cu、Pb、Zn含量高, 而Ni、Cd、Cr等痕量元素含量相对较低[28].
本研究针对车间外空气环境中颗粒物的重金属浓度水平与国内外环境空气质量标准中PM10的重金属浓度限值进行了对比分析[29], 结果表明车间外PM10中Cr的浓度值是我国《环境空气质量标准》(GB 3095-2012)(《标准》)标准限值(0.19 ng·m-3)的215倍, 是WHO《欧洲空气质量指南》(《指南》)标准限值(1.92 ng·m-3)的21.6倍; 车间外PM10中Pb的浓度值(240 ng·m-3)略低于《标准》限定值(272.5 ng·m-3); 车间外PM10中Cd的浓度值是《标准》、《指南》等限定值(3.5 ng·m-3)的4倍.车间外PM10中Ni的平均浓度值是欧盟《空气质量标准》限定值(13.8 ng·m-3)的近3倍, 是WHO《指南》的限定值(17.3 ng·m-3)2倍之多.说明车间外空气环境中重金属主要来自车间内拆解活动的重金属排放, 由此可见拆解车间外环境空气质量已经受到了一定程度的拆解排放的影响和产生污染, 尤其是Cr污染水平超标较为严重.因此企业管理者及政府相关职能部门机构应加强拆解活动中Cr排放控制, 以最大程度地降低对车间内职业环境、及车间外空气环境的污染.
2.1.3 对照点颗粒物重金属浓度水平对照点6种重金属在PM2.5中的浓度从大至小依次为：Zn(1149 ng·m-3)＞Pb(80 ng·m-3)＞Cr(53 ng·m-3)＞Ni(47 ng·m-3)＞Cd(10 ng·m-3)＞Cu(8 ng·m-3). 图 2(d)中的对照点PM2.5中Zn的浓度与图 2(b)中拆解车间室外的PM2.5的Zn的浓度水平相当, Ni与Cr的含量甚至略高于拆解车间外, 造成这种现象的可能原因是由于采样期间正值冬季采暖期, 而Kemp等[30]在其研究中表明居民取暖是重金属主要来源之一, 以及生物质燃烧等都会对颗粒物中重金属排放产生贡献[31], 推测是导致Cd、Cr、Ni的浓度在对照点高于拆解车间外环境浓度的重要原因.加之大气稳定度越高颗粒物的垂直运动就越受限制, 从一定程度上影响车间内重金属浓度扩散到办公楼楼顶, 造成楼顶本身污染物浓度值相对较低; 其次, 5层办公楼楼顶与上风向农家院落相比风速较快, 颗粒态重金属的扩散速率相对较高, 进一步降低楼顶的颗粒物中重金属浓度.
2.2 重金属职业健康风险评估为了便于对拆解车间内、外及农家对照点的健康风险进行比较, 考虑到重金属在PM2.5中的浓度水平分布为3个粒径中较高, 且PM2.5对人体的健康危害大于粗颗粒物(PM10), 因此采用PM2.5中的重金属浓度进行职业空气环境或区域空气环境暴露健康风险评估.
2.2.1 非致癌风险图 3为拆解车间内、外, 对照点的非致癌暴露剂量值(ADD)与非致癌健康风险危害熵(HQ).总体而言, HQ(车间内)＞HQ(车间外)＞HQ(对照点).拆解车间内各重金属对非致癌风险贡献率从高到低的依次为Cr＞Pb＞Cu＞Cd＞Zn＞Ni.车间外Cu的非致癌风险比Cd高出1个数量级.拆解车间内外及农家对照点总非致癌危害指数为1.62×10-3和3.60×10-4, 3.18×10-4与美国环境保护署(U.S.EPA)规定的限定值(1.0)相比低3~4个数量级, 表明拆解车间内、外及农家对照点的重金属所导致的非致癌风险较小, 即处于相对安全水平.其中非致癌危害指数最高的是Cr, 与其他重金属相比, Cr可以在较小的呼吸暴露剂量值下达到较大的非致癌健康风险危害.
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图 3 拆解车间内外及对照点的非致癌露剂量及非致癌风险危害熵 Fig. 3 Non-carcinogenic average daily exposure dose (ADD) and hazard quotient (HQ) of heavy metals at the indoor and outdoor of dismantling workplaces and control site |
图 4为拆解车间内、外、对照点的致癌暴露剂量值(LADD)与致癌风险(risk).在拆解车间内外及农家对照点, 3种致癌重金属所造成的总致癌风险值分别为2.69×10-7、2.59×10-9和5.50×10-8.本研究车间内致癌风险与上海某一特定的工业区电视机显示器(CRT)拆解线所造成的致癌风险水平相当(3.34×10-7)[18], 但低于US.EPA对重金属所造成的致癌风险所规定的可接受范围(1.0×10-6).由此推断, 拆解车间内、外以及对照点Cr、Cd、Ni的致癌风险均相对较小, 处于较安全水平.单个重金属的致癌风险最大的为Cr, 前文表明Cr也是非致癌风险中贡献值最大.尽管致癌风险较低, 处于相对安全及可接受水平, 但是车间内外重金属主要吸附于细颗粒物中, 危害性大, 所以企业仍需加强对Cr排放的管理, 减少职业工人的健康风险.
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图 4 拆解车间室内外及对照点的致癌暴露剂量与致癌风险 Fig. 4 Lifetime average daily dose and cancer risk level of heavy metal at the indoor and outdoor dismantling workplaces and control site |
不确定性是健康风险评价的一个基本特征, 是客观存在的[32].一方面由于拆解车间每日拆解量不固定、以及实验过程的各种干扰造成测得颗粒物重金属浓度存在不确定性; 另一方面人体的生理学差异(性别、体重、遗传因素等), 使健康风险评价存在不确定性[21].为降低健康风险评估中无法避免的不确定性, 使用水晶球软件(Crystal Ball, 版本号11.1.63.0)中的蒙特卡罗模型对本研究拆解车间PM2.5中的典型存在致癌风险的重金属元素Cd、Cr、Ni的致癌风险进行不确定性分析, 描述其中对个体风险的分布.从其中质量浓度、人体质量及呼吸速率3个不确定因素分布中独立抽取样本, 其中重金属元素质量浓度数据用正态分布来表征, 人体质量数据采用对数正态分布来表征[33, 34], 呼吸速率采用三角分布表征, 重复计算5000次, 以表征不同拆解工人长期暴露于电子垃圾拆解车间空气环境的可能致癌风险.结果如图 5~7所示.
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图 5 拆解车间内PM2.5中Cd的致癌风险频率分布 Fig. 5 Frequency distribution of carcinogenic risk of Cd in PM2.5 at the dismantling workshop |
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图 6 拆解车间内PM2.5中Cr的致癌风险频率分布 Fig. 6 Frequency distribution of carcinogenic risk of Cr in PM2.5 at the dismantling workshop |
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图 7 拆解车间内PM2.5中Ni的致癌风险频率分布 Fig. 7 Frequency distribution of carcinogenic risk of Ni in PM2.5 at the dismantling workshops |
图 5~7中Cd、Cr和Ni的平均数、中位数、95%和5%的值代表了拆解车间的职业工人中所对应的平均值、中位值和上、下限值的致癌风险.从中可以看出, Cd、Cr和Ni的致癌风险基本不存在偏斜.即使上限致癌风险值仍未超过US.EPA对重金属所造成的致癌风险的所规定的的可接受范围(1.0×10-6), 表明拆解车间内Cd、Cr和Ni所造成的致癌风险相对较小.
2.3 不同粒径重金属在人体呼吸系统的沉积通量及特征颗粒物的呼吸暴露风险不仅与其颗粒物上赋存的有毒有害污染物(hazardous air pollutants, HAPs)浓度有关, 如重金属及持久性有机污染物(persistent organic pollutants, POPs), 更受粒径分布的影响[26].为了进一步评估不同粒径颗粒态重金属对暴露人群健康危害的程度及差异, 本研究采用国际防辐射委员会推荐的ICRP简易模型(前文已给出)计算不同粒径颗粒态重金属在人体呼吸系统不同器官(HA、TB、RA)的沉积通量[26], 结果如图 8所示, 下文中沉积通量用D来表示.总体上颗粒物中重金属大部分沉积于鼻腔咽喉部, 较少一部分沉积于肺泡部位.拆解车间内, PM10、PM2.5和PM1.0中6种重金属在呼吸系统各器官的总沉积浓度占颗粒物总浓度的百分占比为38%~47%、39%~53%和20%;车间外为38%、39%和20%.车间内的沉积百分占比整体大于车间外, 表明车间内的呼吸暴露健康风险大于车间外.由于沉积通量受到污染物浓度和粒径分布双重因素的影响, 以拆解车间内PM2.5中的各个重金属在不同器官的累积沉积通量均最大, 为3260 ng·h-1.拆解车间内外Zn、Pb、Cu的沉积通量在各个器官不同粒径上均较高, 其中以拆解车间内PM2.5粒径范围沉积在鼻腔咽喉部(HA)的通量最大, 分别为2200.5、371.3和371.2 ng·h-1.致癌重金属Cd、Cr和Ni在不同器官的沉积通量相对较小, 造成的致癌风险也就相对较小.
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图 8 不同粒径的重金属在呼吸系统各器官(HA、TB、RA)的累积沉积通量 Fig. 8 Deposition fluxes of particle-bound heavy metals in different respiratory organs (HA, TB, AR) |
拆解车间内外不同粒径的重金属在呼吸系统各器官的沉积通量的相对贡献如图 9所示.拆解车间内外的不同粒径中的重金属的沉积特征表现在：粒径越小, 沉积到鼻腔咽喉部的金属含量所占百分占比就越小, 而沉积到肺泡部位的百分占比就越大; 其中PM1.0的6种重金属中沉积到肺泡部位的含量占呼吸系统各器官总沉积通量的百分占比最高可达28%, PM2.5最高可达到11%, 由此可见细颗粒物对人体的呼吸系统的健康危害也就越大.虽然每日进入到肺泡部位的重金属沉积通量相对较小, 但由于拆解车间的职业工人长期从事电子垃圾的拆解工作, 沉积于肺泡部位的颗粒态重金属累积量逐渐增大, 对职业工人的肺部健康所造成的威胁越大.所以对于职业工人的呼吸健康问题不容忽视, 例如可以从职业工人的防尘口罩角度, 防尘粒径更细化, 减少细颗粒物的吸入对工人所造成的影响; 优化防尘装置, 从源头减少车间内细颗粒物的排放量; 定期对职业工人进行呼吸体统等进行全面体检.
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图 9 拆解车间内外不同粒径的重金属在呼吸系统各器官(HA、TB、RA)的沉积通量百分比 Fig. 9 Percentage of deposition fluxes of particle-bound heavy metals in different respiratory organs (HA, TB, AR)at the indoor and outdoor of dismantling workplaces |
(1) 拆解车间内重金属在PM2.5中分布的浓度水平最高, 车间外重金属则主要吸附于PM10.在车间内重金属的浓度与《工作场所空气中有毒物质容许浓度》的限定值相比处于较低水平, 规模化电子垃圾拆解活动造成车间内重金属排放污染与其他职业场所造成的重金属污染相比, 相对水平较低.车间外的Pb、Cd、Cr与国内外相关空气质量标准相比, 浓度水平较高, 表明拆解车间外重金属含量明显受到车间内拆解活动的影响从而造成相对严重的空气重金属空气污染.
(2) 拆解车间室内外总非致癌危害指数为1.62×10-3和3.6×10-4, 与美国环境保护署(U.S.EPA)规定的限定值1相比相差3~4个数量级, 表明拆解车间室内、室外重金属所导致的非致癌风险相对较小.拆解车间室内外致癌风险值为2.69×10-7和2.59×10-9, 均远小于美国EPA所规定的的10-6范围内, 所以认为Cr、Cd、Ni在拆解车间内, 外重金属所引起的致癌风险较低.
(3) PM10主要沉积于鼻腔咽喉部, 贡献率达到46.67%~49.68%; PM2.5在气管支气管部的沉积百分占比最大, 61.12%~72.17%; PM1.0在肺泡部位的沉积百分占比最大, 为25.7%~43%.拆解车间内PM2.5粒径范围Zn、Pb、Cu在鼻腔咽喉部(HA)的沉积通量最大, 分别为2200.5、371.3、371.2 ng·h-1.
(4) 通过研究不同粒径的颗粒物重金属在呼吸系统不同器官的沉积通量来看, 颗粒态重金属在人体呼吸系统的不同器官的沉积特征即粒径越小, 在呼吸系统的深处的沉积百分占比越大, 从而对职业工人的健康危害也就越大.所以企业仍需加强对职业工人呼吸健康的重视, 做出科学有效的决策.
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