ỨNG DỤNG TẬP SỐ LIỆU PHÂN TÍCH ĐƯỢC ĐỂ ĐÁNH GIÁ MỨC ĐỘ PHÁT THẢI VÀ ĐÁNH GIÁ RỦI RO CỦA PBDEs

Đánh giá phát thải là một bộ phận của kiểm kê phát thải, thực chất là đánh giá phần tỉ lệ và tốc độ di chuyển của PBDEs từ nguồn phát thải vào môi trường tiếp nhận qua đại lượng đặc trưng là hệ số phát thải và tốc độ phát thải. Môi trường tiếp nhận ở đây bao gồm môi trường không khí xung quanh, bụi xung quanh, môi trường đất, môi trường nước, môi trường trầm tích, cơ thể sinh vật và con người. Trong luận văn này chúng tôi chỉ đề cập đến việc áp dụng tập số liệu phân tích vào một số mô hình đã có sẵn để bước đầu đưa ra những nhận xét về mức độ phát thải PBDEs ra môi trường bụi trong nhà của hoạt động sử dụng thiết bị điện, điện tử.

Áp dụng công thức (9) trong mục 2.3.4.1 để tính toán hệ số phát thải và tốc độ phát thải của PBDEs từ hoạt động sử dụng tivi ra bụi cần có các số liệu như: hàm lượng PBDEs trong bụi, khối lượng bụi trong tivi, hàm lượng PBDE trong nhựa, hàm lượng nhựa trong tivi và tuổi thọ của sản phẩm. Hàm lượng PBDEs trong mẫu nhựa vỏ tivi (mẫu TK-N3) là 1730 ng/g; khối lượng nhựa vỏ trong 1 tivi là 1500 g; hàm lượng PBDEs trong bản mạch điện tử (mẫu TK-N4) là 55790 ng/g; khối lượng nhựa bản mạch trong 1 tivi là 250 g; hàm lượng PBDEs trung bình trong 2 mẫu bụi tại Triều Khúc là 1080 ng/g; khối lượng bụi bám trong 1 tivi trung bình là 5 g; tuổi thọ trung bình của 1 tivi là 10 năm. Với các số liệu phân tích được về hàm lượng và các giả thiết về lượng nhựa, bụi và tuổi thọ, công thức tính toán cụ thể như sau:

EF_bụi/tivi = (1080 × 5) : (1730 × 1500 + 55790 × 250) = 3,26.10^-4.

ER_bụi/tivi = EF_bụi/tivi : Tuổi thọ = 3,26.10^-4 : 10 = 3,26.10^-5 (năm^-1).

Tương tự trong hoạt động sử dụng máy tính cá nhân: hàm lượng PBDEs trong mẫu nhựa bàn phím (mẫu HY-N1) là 19230 ng/g; khối lượng nhựa bàn phím trong 1 máy tính là 300 g; hàm lượng PBDEs trong quạt gió tản nhiệt (mẫu HY-N2) là 97300 ng/g; khối lượng nhựa quạt gió là 50 g; hàm lượng PBDEs trung bình trong 2 mẫu bụi tại Hưng Yên là 6520 ng/g; khối lượng bụi bám trong 1 máy tính trung bình là 2 g; tuổi thọ trung bình của 1 máy tính là 5 năm. Với các số liệu phân tích được về hàm lượng và các giả thiết về lượng nhựa, bụi và tuổi thọ, công thức tính toán cụ thể như sau:

EF_{bụi/máy tính} = (6520 × 2) : (19230 × 300 + 97300 × 50) = 1,23.10^-3.

ER_{bụi/máy tính} = EF_{bụi/máy tính} : Tuổi thọ = 1,23.10^-3 : 5 = 2,46.10^-4 (năm^-1).

Giá trị của hệ số phát thải cho biết mức độ, hay đúng hơn là phần tỉ lệ của PBDEs giữa 2 môi trường là nguồn phát thải và môi trường tiếp nhận, giá trị này càng lớn thì sự phát thải PBDEs vào môi trường tiếp nhận càng mạnh, đồng nghĩa với những rủi ro càng cao mà nhóm chất độc hại này mang đến cho những thành phần trong môi trường tiếp nhận đó. Hệ số phát thải còn là tham số quan trọng để tính toán lượng phát thải khi nhân hệ số này với lượng hoặc thể tích ước tính của môi trường tiếp nhận.

Tốc độ phát thải phụ thuộc vào cả hệ số phát thải và hời gian sử dụng nên nó còn có thêm ý nghĩa về khía cạnh kiểm kê theo chu trình vòng đời, có nghĩa là đánh giá phát thải dựa trên từng giai đoạn trong vòng đời của sản phẩm, từ lúc còn là nguyên liệu đầu vào, qua quá trình sản xuất, vận chuyển, lưu giữ, sử dụng, thải bỏ, tái chế. Tốc độ phát thải của cùng một nhóm chất nhưng trong các giai đoạn khác nhau của vòng đời thì có giá trị khác nhau, tuy nhiên trong luận văn này, do thiếu các cơ sở dữ liệu về kiểm kê nên công thức mà chúng tôi áp dụng để tính toán tốc độ phát thải ứng với giai đoạn sử dụng sản phẩm nhưng giá trị tính toán thực tế lại mang ý nghĩa của giai đoạn tái chế. Đây là một hạn chế của luận văn và cũng là hạn chế chung của công tác kiểm kê, quản lí an toàn các hợp chất POPs mới theo Công ước Stockholm tại nước ta hiện nay, chúng tôi hy vọng những hạn chế này sẽ được khắc phục trong những nghiên cứu tiếp theo.

Tài liệu tham khảo chính để chúng tôi tính toán và nhận xét về tốc độ phát thải của PBDEs từ hoạt động sử dụng thiết bị điện, điện tử ra bụi là công trình nghiên cứu của nhóm tác giả S.Sakai và cộng sự (2006) [26]. Theo nghiên cứu này, tốc độ phát thải PBDEs từ tivi ra bụi được tính toán trong 3 giai đoạn, cuối thập niên 1980, đầu thập niên 1990 và cuối thập niên 1990, thời gian sử dụng (tuổi thọ) được tính từ lúc sản xuất đến thời điểm lấy mẫu (năm 2001) tương ứng là 13 năm, 10 năm và 5 năm. Hàm lượng PBDEs trong vỏ tivi nằm trong khoảng 36000 đến 91000 mg/kg; hàm lượng PBDEs trong bụi từ 160 đến 320 mg/kg; lượng vỏ tivi trên một sản phẩm trung bình là 1,5 kg; lượng bụi trên một sản phẩm từ 1,6 đến 2,78 g; từ đó tốc độ phát thải tính toán được nằm trong khoảng 2,1 đến 8,9.10^-7 năm^-1. Như vậy, so sánh với tốc độ phát thải PBDEs trong hoạt động tái chế mà chúng tôi tính toán được ở trên, cỡ 10^-5 đến 10^-4 năm^-1 thì tốc độ phát thải trong hoạt động tái chế cao gấp hàng trăm lần so với hoạt động sử dụng (cỡ 10^-7 đến 10^-6 năm^-1). Thực tế này cho thấy nguy cơ ô nhiễm môi trường từ hoạt động tái chế nhựa từ rác thải điện, điện tử là đã rõ ràng, vì các hoạt động này tại 02 khu tái chế mà chúng tôi lựa chọn để khảo sát và lấy mẫu diễn ra hoàn toàn thủ công và không hề áp dụng bất kì một biện pháp xử lí chất thải nào cả.

3.4.2. Đánh giá rủi ro của PBDEs đối với sức khỏe qua con đường hấp thụ bụi:

Rủi ro đối với sức khỏe con người của các PBDEs được đánh giá thông qua 3 con đường chủ yếu là: (1) hít thở không khí ô nhiễm; (2) hấp thụ bụi ô nhiễm và (3) tiêu thụ thực phẩm, đặc biệt là cá và các loại hải sản tích lũy PBDEs trong mô mỡ. Tùy theo khu vực sinh sống, đặc điểm nghề nghiệp, chế độ dinh dưỡng mà rủi ro của PBDEs theo con đường nào sẽ đóng vai trò chủ đạo. Đối với mỗi con đường, tỉ lệ của các nhóm đồng phân phụ thuộc vào phương thức tồn tại của PBDEs trong từng môi trường, ví dụ như nếu hít thở không khí thì sẽ hấp thụ các PBDEs nhóm nhẹ như DiBDEs; qua thực phẩm thì là các PBDEs nhóm trung bình như Penta hay HexaBDEs và qua bụi là các nhóm nặng như NonaBDEs hay DecaBDE.

Để tính toán lượng PBDEs hấp thụ hàng ngày (DI) theo con đường hấp thụ bụi thì ngoài hàm lượng PBDEs trong bụi cần phải có lượng bụi hấp thụ. Theo US EPA thì lượng bụi hấp thụ không chủ định hàng ngày được ước tính với trẻ em từ 1 đến 4 tuổi là 100 đến 200 mg.ngày^-1; đối với người lớn là 50 mg.ngày^-1. Như vậy trong cùng điều kiện tiếp xúc thì nguy cơ phơi nhiễm PBDEs qua con đường hấp thụ bụi đối với trẻ em cao hơn so với người lớn từ 2 đến 4 lần, sở dĩ như vậy là do trẻ em chưa ý thức và tự bảo vệ mình trước sự xâm nhập của bụi, đặc biệt là các trong hoạt động vui chơi, tay chân, quần áo rất dễ bị nhiễm bẩn và trẻ em thường có thói quen cho tay bẩn tiếp xúc với mắt hoặc miệng; đây là một thực tế đáng lo ngại vì PBDEs được cho là có ảnh hưởng xấu đến các cơ quan trong giai đoạn phát triển.

Với các mẫu bụi tại Triều Khúc, hàm lượng PBDEs trung bình là 1080 ng/g, giá trị DI đối với người lớn và trẻ em được tính theo công thức (10) ở mục 2.3.4.2 như sau:

DI_{bụi/người lớn} = 1080 × 50.10^-3 = 54 (ng.ngày^-1).

DI_{bụi/trẻ em} = 1080 × 200.10^-3 = 216 (ng.ngày^-1).

Với các mẫu bụi tại Hưng Yên, hàm lượng PBDEs trung bình là 6520 ng/g, giá trị DI đối với người lớn và trẻ em được tính theo công thức (10) ở mục 2.3.4.2 như sau:

DI_{bụi/người lớn} = 6520 × 50.10^-3 = 326 (ng.ngày^-1).

DI_{bụi/trẻ em} = 6520 × 200.10^-3 = 1304 (ng.ngày^-1).

Để nhận xét các giá trị DI tính được ở trên chúng tôi so sánh với các kết quả trong một nghiên cứu tương tự của nhóm tác giả Nguyễn Minh Tuệ và cộng sự (2013) được tiến hành tại 3 địa điểm là Hà Nội, Tràng Minh (Hải Phòng) và Bùi Dâu (Hưng Yên) [31]. Theo nghiên cứu này, với giả thiết tốc độ hấp thụ bụi từ 20 đến 50 mg.ngày^-1 đối với người lớn, thì giá trị DI tương ứng của 3 khu vực trên lần lượt là 5,9; 22 và 65 ng.ngày^-1. Theo một số nghiên cứu khác thì DI của PBDEs đối với người dân sống tại các quốc gia Trung Âu là 265 ng.ngày^-1 _­và tại Mỹ là 540 ng.ngày^-1 [31]. Như vậy, giá trị DI tại Triều Khúc và Hưng Yên đều cao hơn so với khu vực so sánh là Hà Nội từ 9 đến 55 lần, DI tại Hưng Yên cao tương đương với giá trị tham khảo tại Trung Âu và cả 2 địa điểm này đều có DI thấp hơn giá trị tham khảo tại Mỹ.

Với cùng giá trị tốc độ hấp thụ bụi thì việc so sánh các giá trị DI giữa nơi này với nơi khác cũng không mang lại được thêm thông tin có ích gì so với việc so sánh hàm lượng PBDEs trong bụi tại các địa điểm đó, vì chỉ cần biết được hàm lượng PBDEs trong bụi cao hay thấp là có thể đánh giá được rủi ro phơi nhiễm PBDEs qua con đường hấp thụ bụi mà không cần tính đến giá trị DI. Điều quan trọng là từ giá trị DI này sẽ tính được liều lượng hấp thụ hàng ngày (lấy DI chia cho trọng lượng cơ thể) và so sánh với các giá trị được lấy làm tiêu chuẩn. Giá trị đó là liều lượng hấp thụ hàng ngày chấp nhận được (TDI), nếu liều lượng hấp thụ hàng ngày vượt quá TDI thì cần phải có các biện pháp kịp thời để ngăn chặn và hạn chế tiếp xúc cũng như tìm ra nguyên nhân để kiểm soát hạn chế phát thải. Các PBDEs cũng chưa được nghiên cứu một cách hoàn chỉnh về độc tính, cơ chế gây độc bằng các nhóm POPs khác như dioxin, furan hay PCBs nên hiện chưa có giá trị TDI của PBDEs theo mỗi con đường xâm nhập được qui định trên toàn thế giới.

Chúng tôi tham khảo giá trị ngưỡng phơi nhiễm PBDEs do Hội đồng chuyên gia về phụ gia thực phẩm của liên hiệp Tổ chức Nông nghiệp và lương thực và Tổ chức Y tế thế giới (JECFA) công bố năm 2005 là 4 ng.kg^-1.ngày^-1 (người lớn) và 100 ng.kg^-1.ngày^-1 (trẻ em). Với trọng lượng trung bình của người lớn là 60 kg và của trẻ em 1 tuổi là 10 kg thì liều lượng hấp thụ hàng ngày của người dân tại Triều Khúc là 0,9 ng.kg^-1.ngày^-1 (người lớn) và 21,6 ng.kg^-1.ngày^-1 (trẻ em) và tại Hưng Yên là 5,4 ng.kg^-1.ngày^-1 (người lớn) và 130,4 ng.kg^-1.ngày^-1 (trẻ em). Như vậy, rủi ro đối với sức khỏe con người, đặc biệt là đối với trẻ em từ sự hấp thụ bụi ô nhiễm PBDEs tại các khu tái chế rác thải điện, điện tử hoạt động một cách tự phát ở nước ta hiện nay là một vấn đề đáng quan tâm. Liều lượng hấp thụ hàng ngày của người dân sống tại làng tái chế Bùi Dâu chúng tôi ước tính được đều cao hơn ngưỡng cho phép của JECFA. Tại 2 địa điểm chúng tôi khảo sát, những người trực tiếp tham gia sản xuất gần như không được trang bị đồ bảo hộ, khẩu trang hay găng tay chuyên dụng còn trẻ em thường chơi đùa ngay tại nơi sản xuất, chơi những đồ chơi bị hỏng, quần áo tay chân luôn thường bám nhiều bụi bẩn. Rõ ràng những người dân sống tại đây chưa ý thức được những rủi ro từ hóa chất độc hại mà công việc hàng ngày mang đến cho họ nên chưa có biện pháp để bảo vệ sức khỏe cho chính bản thân và con em họ.

Đứng trước những nguy cơ ô nhiễm môi trường và rủi ro đối với sức khỏe con người mà họ các chất chống cháy brom hữu cơ PBDEs mang lại, những yêu cầu mới của Công ước Stockholm đối với các quốc gia thành viên để quản lí an toàn, giảm thiểu phát thải và loại bỏ các chất POPs cũng như sự hạn chế về cơ sở dữ liệu và năng lực quan trắc các chỉ tiêu POPs mới như PBDEs, chúng tôi đã thực hiện luận văn thạc sỹ khoa học này và đạt được những kết quả cơ bản như sau:

• 
  Nghiên cứu và áp dụng thành công phương pháp phân tích lượng vết (cỡ ppb) 08 chỉ tiêu PBDEs (trong đó có chỉ tiêu BDE 209, một đồng loại khó phân tích nhất do sự phân hủy của nó trong quá trình phân tích) trong 02 đối tượng là mẫu nhựa và mẫu bụi trong nhà. Mẫu được chiết bằng phương pháp chiết soxhlet, dịch chiết được làm sạch bằng axit, kiềm, cột silicagel đa lớp, phân tích trên thiết bị GC-MS, định lượng bằng phương pháp nội chuẩn và pha loãng đồng vị với độ chính xác cao. Giới hạn định lượng của phương pháp phân tích đối với mẫu nhựa từ 0,37 đến 17,97 ng/g; đối với mẫu bụi từ 0,50 đến 22,00 ng/g.
  
• 
  Hàm lượng PBDEs trong mẫu nhựa thành phẩm nằm trong khoảng 1730 đến 97300 ng/g, đồng loại chủ yếu là BDE 209; mẫu nhựa nguyên sinh nằm trong khoảng 20 đến 60 ng/g; mẫu bụi nằm trong khoảng 1050 đến 8650 ng/g, các đồng loại chủ yếu là BDE 47, BDE 99 và BDE 209.
  
• 
  Tốc độ phát thải PBDEs từ hoạt động tái chế rác thải điện, điện tử nằm trong khoảng 3,26.10^-5 đến 2,46.10^-4 năm^-1.
  
• 
  Liều lượng hấp thụ PBDEs hàng ngày qua hấp thụ bụi nằm trong khoảng 0,9 đến 5,4 ng.kg^-1.ngày^-1 (người lớn) và nằm trong khoảng 21,6 đến 130,4 ng.kg^-1.ngày^-1 (trẻ em).
  

• 
  Hàm lượng PBDEs trong các mẫu nhựa thành phẩm cao hơn hẳn so với mẫu nhựa nguyên sinh, nhưng nhìn chung đều thấp hơn so với ngưỡng cho phép theo chỉ thị RoHS là 1000000 ng/g.
  
• 
  Hàm lượng PBDEs trong mẫu bụi tại các khu tái chế rác thải điện, điện tử ở Triều Khúc và Hưng Yên cao hơn hẳn so với khu vực không có hoạt động này, và ở mức trung bình so với các quốc gia khác trên thế giới.
  
• 
  Tốc độ phát thải PBDEs ra môi trường bụi từ hoạt động tái chế rác thải điện, điện tử cao gấp khoảng 100 lần so với hoạt động sử dụng thiết bị điện, điện tử.
  
• 
  Liều lượng hấp thụ hàng ngày của PBDEs của người dân tại khu tái chế Bùi Dâu (Hưng Yên) cao hơn so với ngưỡng cho phép của JECFA.
  

• 
  Nhà nước cần hoàn thiện cơ chế, chính sách, pháp luật về quản lí các chất ô nhiễm hữu cơ khó phân hủy, trong đó có các PBDEs. Tiến hành kiểm kê trên qui mô quốc gia, ban hành các tiêu chuẩn, qui chuẩn kĩ thuật quốc gia về PBDEs.
  
• 
  Các cơ quan nghiên cứu cần nâng cao năng lực quan trắc, lấy mẫu, phân tích hàm lượng các chỉ tiêu PBDEs trong các đối tượng môi trường, sinh học và sinh phẩm người để xây dựng bộ dữ liệu về mức hàm lượng và sự phân bố của PBDEs tại Việt Nam.
  
• 
  Nhà nước, các cấp chính quyền, các cơ quan chức năng có nhiệm vụ tuyên truyền, giáo dục, nâng cao hiểu biết và ý thức bảo vệ môi trường và sức khỏe trước sự đe dọa của các chất độc hại PBDEs cho người dân.
  
• 
  Cần quản lí chặt chẽ hoạt động của các cơ sở tái chế nhựa từ rác thải điện, điện tử tại một số làng nghề tự phát hiện nay. Cần thực hiện áp dụng các kĩ thuật tốt nhất hiện có và kinh nghiệm môi trường tốt nhất để cải tiến công nghệ sản xuất, công nghệ xử lí chất thải, nhằm giảm thiểu phát thải và hạn chế rủi ro của các PBDEs nhưng phải phù hợp với điều kiện kinh tế và năng lực của các cơ sở sản xuất.
  

[1] K.Ballschmiter, M.Zell (1980). Analysis of Polychlorinated Biphenyls (PCB) by Glass Capillary Gas Chromatography. Fresenius Zeitschfift Analytische Chemie, 302, 20-31.

[2] Athanasios Besis, Constantini Samara (2012). Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in the indoor and outdoor environments – A review on occurrence and human exposure (Review). Environmental Pollution, 169, 217-229.

[3] Bieniek D., Bahadir M., Korte F. (1989). Formation of heterocyclic harzadous compounds by thermal degradation of organic compounds. Heterocycles, 28, 719-722.

[4] Burcu Binici, Mine Bilsel, Melis Karakas, Ikbal Koyuncu, Ahmet C. Goren (2013). An efficient GC–IDMS method for determination of PBDEs and PBB in plastic materials. Talanta, 116, 417-426.

[5] David R. Boyd, S. Scott Wallace (2006). Fireproof Whales and Contaminated Mother’s Milk: The Inadequacy of Canada’s Proposed PBDE Regulations. David Suzuki Foundation, Healthy Environment, Healthy Canadians Series.

[6] Bromine Science and Environmental Forum (2003). Major brominated flame retardants volume estimates.

[7] S.C. Cunha, K. Kalachova, J. Pulkrabova, J.O. Fernandes, M.B.P.P. Oliveira, A. Alves, J. Hajslova (2010). Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) contents in house and car dust of Portugal by pressurized liquid extraction (PLE) and gas chromatography–mass spectrometry (GC–MS). Chemosphere, 78, 1263-1271.

[8] European Brominated Flame Retardant Industry Panel (1990). The European Brominated Retardant Panel.

[9] European Parliament and of the Council on the Restriction of the Use of Certain Hazardous Substances in Electrical and Electronic Equipments (2008). RoHS Directive Technical Guide.

[10] H. Fromme, B. Hilger, E. Kopp, M. Miserok, W. Völkel (2014). Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs), hexabromocyclododecane (HBCD) and “novel” brominated flame retardants in house dust in Germany. Environment International, 64, 61-68.

[11] S. Harrad, C. Ibarra, M. Diamond, L. Melymuk, M. Robson, J. Douwes, L. Roosens, A.C. Dirtu, A. Covaci (2008). Polybrominated diphenyl ethers in domestic indoor dust from Canada, New Zealand, United Kingdom and United States. Environment International 34, 232-238.

[12] Michael W. Hornung, Erick W. Zabel, Andrichard E. Peterson (1996). Toxic Equivalency Factors of Polybrominated Dibenzo-p-dioxin, Dibenzofuran, Biphenyl, and Polyhalogenated Diphenyl Ether Congeners Based on Rainbow Trout Early Life Stage Mortality. Toxicology and Applied Pharmacology, 140, 227-234.

[13] International Electrotechnical Comission (2004). Procedures for the Determination of Levels of Regulated Substances in Electrotechnical Products (Version 1.0).

[14] Natsuko Kajiwara, Yukio Noma, Hidetaka Takigami (2011). Brominated and organophosphate flame retardants in selected consumer products on the Japanese market in 2008. Journal of Hazardous Materials, 192, 1250-1259.

[15] K. Kalachova, P. Hradkova, D. Lankova, J. Hajslova, J. Pulkrabova (2012). Occurrence of brominatedflame retardants in household and car dust from the Czech Republic. Science of the Total Environment, 441, 182-193.

[16] Irena Brčić Karačoji (2005). Facts about Nicotine Toxicity. Arh Hig Rada Toksikol, 56, 363-371.

[17] Amelie Kierkegaard (2007). PBDEs in the Environment, Doctor thesis, Department of Applied Environmental Science, Stockholm University. ISBN: 91-7155-410-6.

[18] Yong-Jin Kim, Masahiro Osako, Shin-ichi Sakai (2006). Leaching characteristics of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) from flame-retardant plastics. Chemosphere, 65, 506-513.

[19] Anthony F. Lagalante, Courtney S. Shedden, Peter W. Greenbacker (2011). Levels of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in dust from personal automobiles in conjunction with studies on the photochemical degradation of decabromodiphenyl ether (BDE-209). Environment International, 37, 899-906.

[20] Robin J.Law, Adrian Covaci, Stuart Harrad, Dorte Herzke, Mohamed A.-E.Abdallah, Kim Fernie, Leisa-Maree L.Toms, HidetakaTakigami (2014). Levels and trends of PBDEs and HBCDs in the global environment: Status at the end of 2012 (Review). Environment International, 65, 147-158.

[21] Sunggyu Lee, Kurunthachalam Kannan, Hyo-Bang Moon (2013). Assessment of exposure to polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) via seafood consumption and dust ingestion in Korea. Science of the Total Environment, 443, 24-30.

[22] Francis J.Mecler (1981). Mammalian Toxicological Evaluation of DIMP and DCPD (Phase III – IMPA). US Army Medical Reseach and Development Command.

[23] Dudsadee Muenhor, Stuart Harrad, Nadeem Ali, Adrian Covaci (2010). Brominatedflame retardants (BFRs) in air and dust from electronic waste storage facilities in Thailand. Environment International, 36, 690-698.

[24] Jong-Eun Park, Young-Yeul Kang, Woo-Il Kim, Tae-Wan Jeon, Sun-Kyoung Shin, Mi-Jeong Jeonga, Jong-Guk Kim (2014). Emission of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in use of electric/electronic equipment and recycling of e-waste in Korea. Science of the Total Environment, 470-471, 1414-1421.

[25] Frank Rahman, Katherine H. Langford, Mark D. Scrimshaw, John N. Lester (2001). Polybrominated diphenyl ether PBDE flame retardants (Review). The Science of the Total Environment, 275, 1-17.

[26] Shin-ichi Sakai, Yasuhiro Hirai, Hirofumi Aizawa, Shizuko Ota, Yasuhiro Muroishi (2006). Emission inventory of deca-brominated diphenyl ether (DBDE) in Japan. J Mater Cycles Waste Manag, 8, 56-62.

[27] A. Sjödin, O. Päpke, E. McGahee, J.F. Focant, R.S. Jones, T.Pless-Mulloli, L.-M.L. Toms, T. Herrmann, J. Müller, L.L. Needham, D.G. Patterson Jr. (2008). Concentration of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in household dust from various countries. Chemosphere, 73, S131-S136.

[28] A. Stasinska, A. Reid, A. Hinwood, G. Stevenson, A. Callan, J.Ø. Odland, J. Heyworth (2013). Concentrations of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in residential dust samples from Western Australia. Chemosphere, 91, 187-193.

[29] J.Tan, S.M.Cheng, A.Loganath, Y.S.Chong, J.P.Obbard (2007). Polybrominated diphenyl ethers in house dust in Singapore. Chemosphere, 66, 985-992.

[30] Jason Thomas, Jack Cochran (2008). Using a New Rtx^®-1614 Column for PBDE Analysis. http://www.restek.com/pdfs/adv_2008_02_04.pdf.

[31] Nguyen Minh Tue, Shin Takahashi, Go Suzuki, Tomohiko Isobe, Pham Hung Viet, Yuso Kobara, Nobuyasu Seike, Gan Zhang, Agus Sudaryanto, Shinsuke Tanabe (2013). Contamination of indoor dust and air by polychlorinated biphenyls and brominated flame retardants and relevance of non-dietary exposure in Vietnamese informal e-waste recycling sites. Environment International, 51, 160-167.

[32] UNIDO, UNITAR, Stockholm Convention, UNEP (2012). Guidance for the inventory of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) listed under the Stockholm Convention on Persistent Organic Pollutants.

[33] US Department of Health and Human Services, Agency for Toxic Substances and Disease Registry (2004). Toxicological Profile for PBBs and PBDEs.

[34] US Environmental Protection Agency (1999). Polychlorinated Dibenzo-p-dioxins and Related Compounds, Update: Impact on Fish Advisories (Fact Sheet).

[35] US Environmental Protection Agency (2007). Method 1614 – Brominated Diphenyl Ethers in Water Soil, Sediment and Tissue by HRGC/HRMS.

[36] Joseph G.Vos, Georg Becher, Martin van den Berg, Jacob de Boer, Pim E. G. Leonards (2003). Pure Appl. Chem., Vol. 75, Nos. 11–12, pp. 2039-2046.

[37] WHO (1994). International Programme on Chemical Safety Environmental Health Criteria 162 – Brominated diphenyl ethers.

[38] WHO (2005). The WHO Recommended Classification of Pesticides by Hazard and Guidelines to Classification 2004. ISBN 92 4 154663 8.

[39] Y.-X.Yu, Y.-P.Pang, C.Li, J.-L.Li, X.-Y.Zhang, Z.-Q.Yu, J.-L.Feng, M.-H.Wuc, G.-Y. Sheng, J.-M.Fu (2012). Concentrations and seasonal variations of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in in- and out-house dust and human daily intake via dust ingestion corrected with bioaccessibility of PBDEs. Environment International, 42, 124-131.