【文章內(nèi)容簡介】 現(xiàn)是以下：鋅，存在于所有的三廢中，特別是在輪胎（ 31193 毫克 /公斤），生物質(zhì)廢棄物中銅（ 毫克 /公斤），塑料廢物中汞（ 毫克 /公斤），輪胎中砷（ 毫克 /公斤）。 兩種炭殘留物中檢測出了鋅，而其他金屬均低于各自檢測限。鋅的濃度在炭 A 中比在炭 B 中高出約 倍；這種差異可能是由于與 DCM 的萃取處理的濃 度效果，作為DCM 的提取過程中炭 B 質(zhì)量減少約 54%，這相當(dāng)于一個質(zhì)量削減系數(shù)為 。雖然松生物量，塑料，輪胎中分別檢測出銅，汞，砷，但在炭中沒有發(fā)現(xiàn)這些金屬，可能是因為他們在熱處理過程中揮發(fā)了和 /或他們已溶解在液體中了。正如所料，它在炭中的濃度，鋅也是存在于提取物中的重量較高的重金屬。 雖然已經(jīng)在共同廢物和固體炭中發(fā)現(xiàn)高濃度的鋅，但在提取物中少量存在這種金屬?？磥恚\流動減少了，特別是在殘留物 A 中。以往的研究（ Hwang 等， 2021 年 a，b； Hwang 和 Matsuto， 2021 年 ； Kistler 等， 1987 年 ）表明，某些類型的廢物熱解可能對重金屬固定在固體殘留物中起積極作用。該炭的表面積吸附性能和孔結(jié)構(gòu)也可能被看作是抑制金屬浸出的原因。不過， 雖然炭 A 包含的相對含量高的元素，從炭和兩個相同提取物（略比洗出液 B 高）浸出的鋅的量仍然顯著。 對關(guān)注的另外重金屬進行分析，表明它們幾乎沒用提取物，由于它們是從這種炭中：洗出液 B 中鉛的殘留量（ 毫克 /公斤），在洗出液 A 中發(fā)現(xiàn)少量的汞，其他所有金屬遵循它們的檢測限。 表 1中也顯示了提取物的 pH和電導(dǎo)率。兩個提取物具有相似的 pH值（ 和 ），大大低于氯化鈣 的浸出液 pH 值（ ），這意味著有一個來自炭的顯著的酸性成分浸出液。 9 該提取物的電導(dǎo)率高于浸出液的電導(dǎo)率（ 214μS/cm），標(biāo)明大量離子物種浸出液。洗出液 B 獲得的電導(dǎo)率值（ 1100μS/cm）稍比洗出液 A 的電導(dǎo)率高（ 820μS/cm），這點能解釋洗出液 A 和洗出液 B 中重金屬的濃度差異。 ．有機提取物的表征 表 2 顯示了在這兩個化合物提取物中選擇的有機基團的濃度?？紤]到從以前的工作成果選擇了 15 芳香族碳?xì)浠衔锖?11 烷基酚（ Bernardo 等， 2021 年）。 在此之前的工作，從共熱解塑料和生物質(zhì)獲得的炭 中作者研究了提取物的有機定性 剖 面。本研究中所包括檢測相對濃度較高的化合物。 此外，這些化合物是從個別的熱解塑料，生物量和輪胎或它們的混合物得到的液體特有部分（ Fassinou等， 2021年； Islam等， 2021年； Marin等， 2021年； Paradela等， 2021年， 2021年； Seo和 Shin， 2021年； Sharypov， 2021年） 作為預(yù)期的，他們應(yīng)該存在固體熱解過程中產(chǎn)生的污染物殘留物。 沒有從用 DCM 處理過后的炭渣 A 獲得的洗出液 A 中發(fā)現(xiàn) 11 烷基苯酚化合物。關(guān)于芳香揮發(fā)性餾分，只有甲苯，乙苯， 間 /對二甲苯和丁苯 / 1,4二乙基苯是在洗出液 A中檢測出來，雖然在低濃度時，即在 1 和 微克 /升之間。這意味著， DCM 的提取步驟是為了清除這些熱解殘留物中有機污染物的效率。另一方面， 洗出液 B 表現(xiàn)出強烈的污染性（圖 4 和 5），污染性表現(xiàn)為與那些在低 ppm 范圍（ ppm）內(nèi)的 烷基苯酚的 量化化合物的相關(guān)性。 這些烷基取代酚的結(jié)果，通常情況下，是從生物質(zhì)和芳香衍生物之間的熱化學(xué)的相互作用。洗出液 B 也顯示出芳香烴顯著的污染性，特別是苯系化合物和異丙苯。在 Paradela 等的報道中，在液體部分發(fā)現(xiàn)高濃度的 這類化合物，通過對生產(chǎn)炭殘留物研究的相同熱解過程中得到（ 2021）。 為了闡釋質(zhì)譜圖的獲取和酚類化合物，多環(huán)芳烴 ， 芳香族碳?xì)浠衔铮?PAHs）及其他苯衍生物的初步確定，在一個足夠高的濃度中也發(fā)現(xiàn)其他幾個小峰。 在洗出液 A 和 B 獲得的結(jié)果表明，該浸出過程是遵循高，低有機污染物炭的區(qū)別，生產(chǎn)完全不同的有機負(fù)載量的提取物。雖然浸出標(biāo)準(zhǔn)的范圍 沒用 使用揮發(fā)性有機物，這是由于在密閉容器中進行的殘留物和浸出液之間的接觸，認(rèn)為代表性樣本的揮發(fā)性有機化合物已經(jīng)揮發(fā)了。 此外，在洗出液 A中可能發(fā)現(xiàn)少量的高揮發(fā)性污染物，即苯系物群 ，表明這種做法是有益于研究較輕污染物的活化性。 10 表 2 兩個化合物提取物的有機濃度 圖 . B芳香揮發(fā)性有機成分的 HS GC MS分析 色譜。 11 圖 . B烷基苯酚化合物的 DLLME GC MS 分析 色譜。 ．生態(tài)毒性測試 表 5， 15和 30分鐘的弧菌鯢細(xì)菌提取物的生態(tài)毒性。 洗出液中獲得的生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù)見表 3。針對曝光時間為 5， 15和 30分鐘的五鯢細(xì)菌的發(fā)光抑制作用，有無 pH，為五鯢細(xì)菌調(diào)整最適 pH值進行了評估。洗出液 B提出濃度為%的最高毒性引發(fā) 50%的發(fā)光抑制作用。對于這個洗出液， pH修正沒有造成毒性下降，可能是因為高濃度污染物的抑制作用 是 非常高，與 pH值無關(guān)。 洗出液 A顯示了針對不同的曝光時間和不同 pH值的 %的五鯢細(xì)菌的 EC50值（見表 3）。在這洗出液中，在 pH值校正后觀察到生態(tài)毒性顯著降低，特別是曝光時間為5分鐘。據(jù)觀察，在洗出液 pH值校正后，形成了一種沉淀。一些金屬可能發(fā)生溶解度降低和其生物利用 度也有所下降。然而，在較長的曝光時間，在有無 PH校正性情況下觀察到生態(tài)毒性無顯著差異。 當(dāng)與洗出液 B比較時，盡管洗出液 A的毒性較低，這可能是由于用 DCM提取的有機 12 質(zhì)含量較低，洗出液 A仍然發(fā)現(xiàn)一個明顯的毒性特征。這可能是經(jīng) DCM處理的殘留物可以繼續(xù)留在處理過的炭中。然而，由于其在水中的溶解度低，這不能預(yù)料到 DCM的殘留物會很容易地從處理后的廢物中浸出。通過在非量化的炭 A洗出液色譜圖中檢測到的DCM高峰證實了。這種洗脫液 A的毒性是由于污染物不能在 DCM溶解，可溶于如無機污染物鋅，大量存在于此洗脫液中的浸出液中所造成的。具有相同的溶解特性的極性有機污染物可能也出現(xiàn)并有助于生態(tài)毒性，但在能產(chǎn)生少量如碳?xì)浠衔锏姆磻?yīng)產(chǎn)物的熱解條件下也能使這些化合物反應(yīng)，所以他們不包括在這項研究的范圍中。 ．炭殘留物的潛在危害的評估 委員會決定 2021/33/CE（ 2021/33/CE， 2021 年）定義在浸出液中通過應(yīng)用分類廢物（表 4）的 EN124572 浸出試驗獲得的無機參數(shù)極限值。 雖然這項工作是不適用的溶出試驗，對相同的極限值進行了審議，因為目前沒有立法，按照具體的有 機廢物研究所包括的浸出方法。 表 4 根據(jù)定義在 CE 立法和 CEMWE 提議中的重金屬極限值進行的廢物分類。 a．根據(jù) 2021/33/CE立法 浸出液的極限值（ 2021/33/EC， 2021年）。 b．根據(jù) CEMWE提議浸出液的極限值（ CEMWE（ 1998））。 歐洲定義了在浸出液中的苯系物，多氯化聯(lián)二苯，芳香烴（礦物油）的極限值。它還定義了極值低于 100微克 /升（浸出率為 10升 /千克）的苯系物惰性殘渣。洗出液 A和 B提出了極值低于 100微克 /升的苯系物（表 2）。因此，根據(jù)歐洲決策和有機化合物 ，兩種殘渣都是被分類為惰性殘渣。不過，在洗出液 B中檢測到其他高含量的有機污染物，在洗出液 A和 B中檢測到高生態(tài)毒性潛能。這些屬性難以符合惰性分類。 與在歐洲理事會決策上定義的極值所得提取物的無機特征（表 1）比較，可以觀察到： ——關(guān)于鋅，炭 A和炭 B的含量進行分類為危險廢物。 因此，根據(jù) 2021/33/CE理事會的決定，炭 A和炭 B被列為危險廢物。 到現(xiàn)在為止，沒有建立浸出液的生態(tài)毒性標(biāo)準(zhǔn)的歐洲立法。 然而，一些標(biāo)準(zhǔn) 被提出，即由法國環(huán)境部擬議的廢物標(biāo)準(zhǔn)和生態(tài)毒性（ CEMWE）評價方法（ CEMWE，1998年），為 了根據(jù)守則 H14（生態(tài)毒性廢物）規(guī)范歐洲定義在危險廢棄物指令（ 91/689/EEC， 1991年 ）中的廢物分類。 13 根據(jù)這一方法， 殘留物的毒性，應(yīng)通過其化學(xué)成分或通過其生態(tài)毒理特性進行評估。其化學(xué)組成作為一個積極標(biāo)準(zhǔn)：至少存在一個污染物的濃度比在 CEMWE（表 4）確定的極值較高使得它成為生態(tài)毒性。如果沒有確鑿的化學(xué)特性，用生態(tài)毒理性進行毒性評估。這種方法已經(jīng) 在 以前的作品中得到應(yīng)用（ Bernardo等， 2021年； Lapa等， 2021年 a， b）。 通過定義在 CEMWE的極值進行了提取物的化學(xué)特征比較，它可以觀察到 以下： ——兩個洗出液提出了上述限值的鋅值，兩個炭的生態(tài)毒性被劃分。 在 CEMWE（ CEMWE， 1998年）中定義的生物指標(biāo)五鯢的生態(tài)毒理學(xué)極值是 EC50（ 30分鐘） ≤10%（ v/v）。 生態(tài)毒理學(xué)特性的結(jié)果（表 3）與此極值比較，可以看出，這兩個洗出液顯示 EC