【文章內容簡介】 所有的三廢中，特別是在輪胎（ 31193 毫克 /公斤），生物質廢棄物中銅（ 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 質量減少約 54%，這相當于一個質量削減系數為 。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。 雖然已經在共同廢物和固體炭中發(fā)現高濃度的鋅，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構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 該提取物的電導率高于浸出液的電導率（ 214μS/cm），標明大量離子物種浸出液。洗出液 B 獲得的電導率值（ 1100μS/cm）稍比洗出液 A 的電導率高（ 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 芳香族碳氫化合物和 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） 作為預期的，他們應該存在固體熱解過程中產生的污染物殘留物。 沒有從用 DCM 處理過后的炭渣 A 獲得的洗出液 A 中發(fā)現 11 烷基苯酚化合物。關于芳香揮發(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 表現出強烈的污染性（圖 4 和 5），污染性表現為與那些在低 ppm 范圍（ ppm）內的 烷基苯酚的 量化化合物的相關性。 這些烷基取代酚的結果，通常情況下，是從生物質和芳香衍生物之間的熱化學的相互作用。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)現高濃度的這類化合物，通過對生產炭殘留物 研究的相同熱解過程中得到（ 2021）。 為了闡釋質譜圖的獲取和酚類化合物，多環(huán)芳烴 ， 芳香族碳氫化合物（ 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)現其他幾個小峰。 在洗出液 A 和 B 獲得的結果表明，該浸出過程是遵循高，低有機污染物炭的區(qū)別，生產完全不同的有機負載量的提取物。雖然浸出標準的范圍 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，認為代表性樣本的揮發(fā)性有機化合物已經揮發(fā)了。 此外，在洗出液 A中可能發(fā)現少量的高揮發(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分鐘的弧菌鯢細菌提取物的生態(tài)毒性。 洗出液中獲得的生態(tài)毒理學數據見表 3。針對曝光時間為 5， 15和 30分鐘的五鯢細菌的發(fā)光抑 制作用，有無 pH，為五鯢細菌調整最適 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。 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 質含量較低，洗出液 A仍然發(fā)現一個明顯的毒性特征。這可能是經 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并有助于生態(tài)毒性，但在能產生少量如碳氫化合物的反應產物的熱解條件下也能使這些化合物反應，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用分類廢物（表 4）的 EN124572 浸出試驗獲得的無機參數極限值。 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 2021/33/CE立法 浸出液的極限值（ 2021/33/EC， 2021年）。 b．根據 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： ——關于鋅，炭 A和炭 B的含量進行分類為危險廢物。 因此，根據 2021/33/CE理事會的決定，炭 A和炭 B被列為危險廢物。 到現在為止，沒有建立浸出液的生態(tài)毒性標準的歐洲立法。 然而，一些標準 被提出，即由法國環(huán)境部擬議的廢物標準和生態(tài)毒性（ CEMWE）評價方法（ CEMWE，1998年），為 了根據守則 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 根據這一方法， 殘留物的毒性，應通過其化學成分或通過其生態(tài)毒理特性進行評估。其化學組成作為一個積極標準：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特性，用生態(tài)毒理性進行毒性評估。這種方法已經 在 以前的作品中得到應用（ 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）中定義的生物指標五鯢的生態(tài)毒理學極值是 EC50（ 30分鐘） ≤10%（ v/v）。 生態(tài)毒理學特性的結果（表 3）與此極值比較，可以看出，這兩個洗出液顯示 EC50值低于