都会地区大气中微量有毒物质污染现况与未来展望.ppt

都會地區大氣中微量有毒物質污染現況與未來展望,Graduate Institute of Environmental Engineering National Central University, Chungli, Taiwan, R.O.C,主講人：張木彬 教授,生態臺北城空氣污染減量與防治研習會,隨著工商業的進步以及都市的發展，因而衍生的空氣污染問題卻日趨惡化，在人口集中的大都會地區其空氣污染的情形尤其嚴重。 各項污染物中以號稱世紀之毒的戴奧辛（PCDD/Fs）、多氯聯苯（PCBs）及重金屬等污染物對人體之影響較為直接而深受注意。,現今俗稱的戴奧辛實為戴奧辛類化合物的統稱。一般似戴奧辛化合物共可分戴奧辛群（PCDDs）、夫喃群（PCDFs）。 戴奧辛化合物有八個位置能與氯原子結合，因此依氯原子鍵結數目及位置的不同，各物種的物理、化學及毒性皆不盡相同。 由於戴奧辛各物種其毒性皆不相同，一般毒性當量之計算係以2,3,7,8-TCDD的TEF值為基準(係數為1.0) 。,戴奧辛的毒性當量係數,戴奧辛之特性（續）,戴奧辛物質的化學穩定性高，不易被光或微生物分解，化學分解亦只限於去氯作用，而其雙苯環結構在750的高溫環境下方可被摧毀。 氯化程度較低的戴奧辛具有較長的C-H鍵，因此較易受到光、生物或化學的分解及轉化作用，所以含氯數較低的戴奧辛較不穩定。,戴奧辛之來源,環境中戴奧辛的來源，除廢棄物焚化過程外，抽菸、燃材壁爐、車輛排氣、火災，工業製程如化學工業、金屬冶煉、紙漿加氯漂白等都可能產生戴奧辛，火山爆發及森林火災則是自然排放的主要來源。 在燃燒行為中以露天燃燒、家庭木材燃燒及各種廢棄物焚化爐為戴奧辛排放的主要來源。,世界各國大氣中戴奧辛之主要來源,都市垃圾焚化廠FF系統(注入活性碳)對戴奧辛之 去除效果,處理容量: 450 (噸/24小時/爐) 燃燒溫度：8501,050 () 廢氣流量：2,160,000 (立方公尺/天),去除率,都市垃圾焚化廠 戴奧辛 排放比例(未注入活性碳),都市垃圾焚化廠 戴奧辛 排放比例(注入活性碳),國內大氣中戴奧辛濃度變化趨勢,國內垃圾焚化廠煙道排氣與大氣中戴奧辛 各物種之分布特性,大氣環境中戴奧辛物種之氣固相分布,大氣環境中戴奧辛各物種隨著蒸汽壓下降其附著於粒狀物上的濃度比率亦隨之上升，尤其是高氯數的戴奧辛物種其蒸汽壓可低至10-9 mm Hg，使得原本附著於粒狀微粒的戴奧辛物種越不容易轉移（揮發）至氣相中。,大氣中戴奧辛物種之氣固相分布與溫度之變化關係,大氣溫度降低時大氣邊界層高度亦隨之下降造成大氣擴散變差，使得粒狀污染物濃度提升，進而造成大氣中戴奧辛固相濃度所佔之比率增加，另外溫度之改變亦會影響各物種之蒸汽壓，進而影響其氣固相分布。,都會地區戴奧辛污染問題,近年來控制技術蓬勃發展，使得焚化廠排放對大氣中戴奧辛濃度的貢獻逐漸降低。 當焚化爐的戴奧辛排放已經被逐漸控制下降後，我們的焦點就轉移至不確定污染源上，包含：稻草焚燒、露天燃燒垃圾、廟宇祭典、移動污染源等。 汽車為日常生活主要的交通工具，釐清汽車對大氣戴奧辛的貢獻度，值得我們做進一步的探討。,推估日本境內不同來源對環境中戴奧辛貢獻(Noriyuki, 2000),車輛排放戴奧辛?,藉由燃燒程序生成戴奧辛需要: 前趨物:芳香族類化合物，如酚、苯等 氯源,車輛油品的主要組成,Marklund et al.(1990),柴油車尾氣戴奧辛濃度,汽車排放戴奧辛最早的研究可追溯至1986年，Ballschmiter et al.(1986)在汽車尾氣中偵測到PCDD/Fs提供汽車排放戴奧辛的直接證據，說明PCDD/Fs可能從汽油或柴油引擎的燃燒程序中產生。燃料於引擎中之不完全燃燒與油品中存在戴奧辛生成前趨物及氯源推測可能生成PCDD/Fs。,國內隧道內大氣戴奧辛濃度,將隧道內大氣中戴奧辛濃度與通過隧道車流量變化趨勢比對可知車流數目越多，戴奧辛濃度越高。,多氯聯苯(PCBs)之特性,多氯聯苯群（polychlorinated biphenyls；PCBs )，為氯化聯苯同源物的總稱，結構如圖所示。其兩個苯環尚可含有1至10個氯，根據氯化程度之不同和取代位置之不同共有209個同源物。 其物化特性包括：低蒸汽壓、水中溶解度低、低介電常數、高熱穩定性、抗酸鹼性及抗氧化性。 多氯聯苯由於具備極高之熱安定性，於1930年後即大量生產應用於變壓器或電容器之絕緣油，或做為塑膠製造業的熱媒介以及相關機械工業的潤滑劑。 由於多氯聯苯群具親脂性經由食物鏈的生物累積作用，進入人體後易累積於脂肪組織、肝臟及淋巴系統，而對人體造成傷害。例如：1978年台灣所發生的米糠油污染事件，即造成3000多人中毒。,Clx,Cly,PCBs之毒性當量係數及相關物化特性,Yeo, et al., 2003,韓國都會地區大氣環境中PCB物種之氣固相分布與溫度之變化關係,Yeo, et al., 2003,PCBs與戴奧辛皆為低蒸汽壓之半揮發性有機物，故大氣中各物種隨著蒸汽壓下降其附著於粒狀物上的濃度比率亦隨之上升，尤其是高氯數的物種。,韓國大氣中PCBs各物種之氣固相分布特性,戴奧辛及PCBs在大氣中的宿命,重金屬污染物之特性,1894年英國首度發現因重金屬而造成之環境污染問題，至1950年代日本的汞及鎘之公害污染事件，引起了國際間之重視，也使得以重金屬成為重要的研究課題。 重金屬大致可分為下列兩類：,具有毒性：鉛(Pb)、砷(As)、汞(Hg)及鎘(Cd)等。此類金屬對生物體並無任何助益。 有助於生物體生長需求者。如銅(Cu)、鎳(Ni)、鋅(Zn)、鉻(Cr)、鈉(Na)、鉀(K)、鈣(Ca)、鎂(Mg)等重金屬，此類金屬經適量攝取對生物體有正面幫助。,重金屬污染排放之特性，主要包括重金屬存在型態之多變性、毒性隨存在型態之變化性、重金屬遷移轉化、產生毒性效應之低濃度特性、對人體或生物毒性之累積性、對環境危害之持續性及無法分解等特性。 而重金屬本身依所屬之型態不同，將導致物理性質（沸點、熔點及溶解性）及化學性質（穩定性及氧化還原性）的改變，進而對環境的毒性衝擊也不相同。,重金屬特性及物種型態,重金屬於環境中的遷移能力,不論在自然界所存有的或是由污染源所排放的重金屬，其在環境中的遷移能力，主要是受重金屬本身物化條件（氧化還原性、溶解度）及環境參數（pH值、吸(脫)附及吸收條件）的影響，就重金屬於環境中之遷移性而言，可區分成三種：,化學性遷移（結合性遷移）：存於土壤或顆粒中的部份重金屬，會因與某些物質鍵結，而由土壤或顆粒上脫附，此將提昇重金屬於存在介質中的遷移能力。 物理性遷移：非溶解性之重金屬，即代表以固態基質吸附為遷移方式。 生物性遷移：經研究發現許多微生物會進行甲基化或脫甲基化作用，因而改變重金屬之氧化還原型態，進而影響原本存在於介質中之穩定性 。,美國大氣環境中汞之排放清單,(Pai et al., 2000),北美大氣環境中人類活動 汞之排放比例,(Sunderland and Chmura, 2000),大氣中汞之濃度分布特性,美國都會地區大氣中汞之分布特性,相關文獻指出都會地區（紐約）大氣中將近97之汞係存在於氣相中，而存在於固相之汞金屬又有將近四分之三分布於細微粒(Fine particle,2.5m以下)之表面。,(Ames et al., 1998),廢棄物焚化廠中重金屬之濃度分佈,垃圾中存在之重金屬，經焚化爐之二次熔煉，由於物種的不同，物理化學的轉變，可增加其於焚化程序中之動態行為，藉由微粒物質的形成，而產生顆粒上重金屬的濃縮現象。 焚化溫度、垃圾特性、供氣量、滯留時間、焚化效率、廢氣冷卻速率及氣流擾動程度等參數，將影響垃圾焚化廠中重金屬之排放濃度。 相關研究指出都市垃圾焚化廠中重金屬（鉛、鋅、鉻、錳及砷）在焚化廠經由蒸發、冷凝、成核等作用大量分佈於固相中，而汞則因揮發性高以及沸點較低，於燃燒過程中主要以蒸氣形態存在 。,大型焚化廠煙囪排氣中重金屬之 氣固相分佈,國內焚化廠空氣污染防制設備 重金屬去除效率,A廠APCD(DSI+FF )前及煙囪重金屬濃度分布,B廠APCD(ESP+WS )前及煙囪重金屬濃度分布,A廠,B廠,汞由於沸點較低而具有較高之蒸氣壓，因此，在焚化過程中主要以氣態存在於煙道氣中 由左圖之分佈比例可知，使用濕式洗煙塔之B廠對於煙道氣中汞具有較佳之去除效率。 而A廠對於汞之去除率則較差，將近70之汞經由煙囪排放到大氣中，因此汞的排放問題確實值得我們加以重視。,國內外MWI重金屬污染物排放係數推估,單位：mg/ton waste incinerated,未來展望,大部分之戴奧辛及多氯聯苯物種多以氣相存在於煙道氣中，雖可運用活性碳吸附對其加以控制，但是，以活性碳吸附方式降低戴奧辛之排放量僅是相的轉移，僅能治標;治本之道應於焚化系統中有效抑制戴奧辛的生成並採用有效的破壞分解技術，如：觸媒轉化戴奧辛技術。 就移動污染源而言，如同國外早年為管制車輛之NOx排放，立法規範車輛之NOx排放標準，並要求車商限期改善。未來也可透過立法訂定車輛之PAHs、PCBs及PCDD/Fs排放標準，再要求車商限期改善，以解決車輛排放之戴奧辛污染。 車輛排放戴奧辛對大氣戴奧辛貢獻程度雖然不比焚化爐，但是污染情況確實不容輕忽，尤其是當引擎惰轉時可能排放較高濃度戴奧辛，對都市地區易造成塞車之路段需特別注意。,未來展望（續）,經由各污染源所排放出之戴奧辛及多氯聯苯物種，於大氣環境中大部份以固相方式存在，容易經由乾、濕沈降機制進入各類環境受體中，並透過食