外文翻譯（中文)---塑料熱解炭黑的脫灰及其補(bǔ)強(qiáng)性能研究

1、<p>　　畢業(yè)設(shè)計(jì)（論文）外文文獻(xiàn)翻譯</p><p>　畢 業(yè) 設(shè) 計(jì)（論文） 題 目塑料熱解炭黑的脫灰及其補(bǔ)強(qiáng)性能研究</p><p>　翻譯題目Toxicity of char residues produced in the co-pyrolysis of different wastes</p><p>　學(xué) 院材料與環(huán)境工程學(xué)院<

2、/p><p>　專 業(yè)環(huán)境科學(xué)</p><p>　姓 名</p><p>　班 級(jí)07010411</p><p>　學(xué) 號(hào)07010419</p><p>　指導(dǎo)教師</p><p>　　不同廢物共熱解產(chǎn)生炭殘留物的毒性的分析</p><p>　　摘

3、要：不同廢物熱解后的炭殘留物（塑料，松生物質(zhì)和舊輪胎）用化學(xué)方法和毒性檢測(cè)進(jìn)行了表征。其中一部分固定炭用二氯甲烷（DCM）提取，以減少轉(zhuǎn)移到有機(jī)污染物中炭的毒性。提取的炭（炭A）和沒被提取的炭（炭B）中呈現(xiàn)的不同揮發(fā)性是有其燃燒氧化損失的質(zhì)量所決定的。在這兩種炭中確定了一組選定的重金屬（鎘，鉛，鋅，銅，汞，砷）。</p><p>　　炭受到浸出測(cè)試ISO/TS 21268 – 2，2007以及由此產(chǎn)生的提取物分別

4、進(jìn)行了進(jìn)一步的無(wú)機(jī)組參數(shù)特點(diǎn)決定（pH值，電導(dǎo)率，鎘，鉛，鋅，銅，汞和砷的含量）和幾種有機(jī)污染物的濃度（揮發(fā)性芳香碳?xì)浠衔锖屯榛樱Ｒ粋€(gè)生態(tài)毒理學(xué)特性利用了弧菌鯢生物指標(biāo)。</p><p>　　此化學(xué)和生態(tài)毒理學(xué)結(jié)果分析是通過理事會(huì)的決定2003/33/CE和廢物毒性評(píng)價(jià)方法標(biāo)準(zhǔn)（CEMWE）。</p><p>　　在這項(xiàng)工作中得到的結(jié)果表明，與DCM的提取是一種去除高波動(dòng)性至中固體殘

5、渣熱解有機(jī)污染物的有效方法，從而降低其毒性的潛力。從焦炭中浸出鋅即使在DCM萃取處理后，也可有助于獲得從焦炭的提取物的毒性。</p><p>　　兩種炭（用DCM處理的和未被DCM處理的）被列為危險(xiǎn)生態(tài)毒性廢物。</p><p><b>　　1．簡(jiǎn)介</b></p><p>　　近年來(lái)，歐盟和其他工業(yè)化國(guó)家工業(yè)廢物的數(shù)量大幅增加（歐盟統(tǒng)計(jì)局，2

6、005年；美國(guó)環(huán)保局，2007年）。</p><p>　　廢棄物熱處理是一種可行的替代廢物填埋的方法，并其產(chǎn)物被允許作為能源資源和化學(xué)工藝原料。被人們經(jīng)常使用的熱處理是燃燒，氣化和熱解。焚燒會(huì)導(dǎo)致溫室氣體，釋放的有毒氣體徹底破壞了廢物的有機(jī)質(zhì)含量。氣化和熱解是能生產(chǎn)從廢物原料中提取的氣體和/或液體燃料從而再生（至少部分）廢物的能量和有機(jī)價(jià)值（Malkow，2004年；Porteous，2001年）。</p&

7、gt;<p>　　在熱解過程，廢物受到高溫，缺少空氣或缺氧的環(huán)境下，生產(chǎn)可作為如燃料或化學(xué)原料的碳?xì)浠衔锏幕旌衔铮ㄕ魵夂鸵后w組分）和富含碳的固體殘?jiān)˙uekens和黃，1998；亞曼，2004年）。</p><p>　　碳質(zhì)殘留物主要是黑碳構(gòu)成，又包含了礦物質(zhì)最初在當(dāng)前的廢物和大量濃縮的副產(chǎn)品高分子量，在熱解過程中形成。一般來(lái)說，熱解炭不具備足夠高的質(zhì)量作為原料重復(fù)使用性能，除非升級(jí)步驟執(zhí)行，其

8、最終目的地是填埋（Helleur等，2001年）。這點(diǎn)，因此，重要的是評(píng)估這種殘留物和垃圾滲濾液是一種需要的物質(zhì)組成及浸出行為的深入了解毒性和生態(tài)毒性的潛力。</p><p>　　歐洲立法確立了在堆填區(qū)廢物（2003/33/EC，2003年）驗(yàn)收標(biāo)準(zhǔn)。這些標(biāo)準(zhǔn)大多是基于無(wú)機(jī)化合物的浸出濃度和幾組有機(jī)物（苯系物- 苯，甲苯，乙苯和二甲苯，礦物油-C10至C40的，印刷電路板的-多氯聯(lián)苯多氯聯(lián)苯和多環(huán)芳烴的-多環(huán)芳香

9、碳?xì)浠衔铮┊?dāng)前由浸出標(biāo)準(zhǔn)EN12457取得的浸出液（CEN，2002年）。但是，這個(gè)歐洲標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定的范圍不包括浸出有機(jī)污染物。</p><p>　　其毒性特性溶出方法（TCLP）（美國(guó)環(huán)保局，1996年a）廢物特性的目的是確定有機(jī)和無(wú)機(jī)組分在液體，固體和多相廢物中的移動(dòng)性。通過化學(xué)方法獲得的浸出液的特點(diǎn)，作為一種間接測(cè)量的毒性。在TCLP溶出試驗(yàn)由美國(guó)環(huán)保局提出廢物特性被認(rèn)為是一個(gè)積極的步驟，由于用乙酸作為浸出劑

10、，相當(dāng)于差的情況浸出方案。在TCLP溶出試驗(yàn)，然而，在預(yù)測(cè)的廢物堆填區(qū)的典型條件下元素（特別是堿性廢物）提取不準(zhǔn)確是這一過程的差距。另外，通過應(yīng)用生物溶出試驗(yàn)測(cè)試TCLP得到的浸出液可以用醋酸作為浸出劑而被限制或干擾，可以通過自身，誘導(dǎo)毒性和/或影響的毒性評(píng)價(jià)，即通過調(diào)節(jié)pH值。</p><p>　　浸出過程的建議適用于有機(jī)化合物，在Nordtest作了未命名的技術(shù)報(bào)告“污染土壤和廢物中的有機(jī)成分為特性的浸出試驗(yàn)

11、”（Hjelmar等，2000年）。最近，一個(gè)ISO浸出標(biāo)準(zhǔn)，ISO / TS21268，處理受污染的土壤中有機(jī)物的釋放標(biāo)準(zhǔn)被提出了（通過ISO/ TS21268部分1-4，2007年）。本標(biāo)準(zhǔn)包括一系列的過程設(shè)計(jì)，以防止損失非揮發(fā)性有機(jī)污染物，但不包括適用于揮發(fā)性有機(jī)物的范圍。</p><p>　　這浸出技術(shù)的標(biāo)準(zhǔn)處理有機(jī)化合物的提取是剛剛開始。有關(guān)其從化學(xué)和生態(tài)毒理學(xué)與分析相結(jié)合的固體廢物浸出研究有機(jī)化合物的

12、數(shù)量非常有限的（Schultz等，2002年；Vaajasaari等，2004年）。特別是，對(duì)化學(xué)和共熱解煤焦生態(tài)毒理學(xué)特性結(jié)合起來(lái)研究沒有被鑒定。作者最近提出了專門討論這一問題的項(xiàng)目（Bernardo 等, 2009年），在其中一個(gè)這種類型的生態(tài)毒性殘留物作了分類。</p><p>　　在目前的研究中，這一戰(zhàn)略是擴(kuò)大和應(yīng)用到從共熱解塑料，輪胎，松生物質(zhì)獲得碳的特性采用國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)的ISO / TS21268-2，2

13、007年。這些碳用DCM處理的效果做出評(píng)價(jià)。在其中大多程度上DCM促進(jìn)減少碳的有機(jī)污染物以及他們的毒性和分類是怎樣影響本研究的。</p><p>　　一份詳細(xì)的化學(xué)表征，包括進(jìn)行了無(wú)機(jī)和有機(jī)參數(shù)，并與生態(tài)毒理學(xué)測(cè)試的結(jié)果有關(guān)。</p><p><b>　　2.材料和方法</b></p><p>　　2.1.熱解實(shí)驗(yàn)熱解</p>&

14、lt;p>　　實(shí)驗(yàn)是在一個(gè)1升高壓爐（帕爾儀器）中進(jìn)行的。高壓爐是第一次加載，然后關(guān)閉，清除，以氮?dú)饧訅褐?.41兆帕斯卡。然后加熱直到到達(dá)反應(yīng)溫度（420℃)，這個(gè)溫度持續(xù)15分鐘。在這一時(shí)期結(jié)束時(shí)，高壓爐逐步冷卻到室溫溫度。</p><p>　　混合廢物受到的熱解是由30%（W/W）松生物量，30%（W/W）廢舊輪胎和40%（W/W）塑料組成的。塑料的混合物56%（W/W）聚乙烯，27%（W/W）的聚丙

15、烯和17%（W/W）的聚苯乙烯，用以模擬目前在葡萄牙的城市生活垃圾的組成部分。為了優(yōu)化生產(chǎn)的液體部分，熱解條件和廢物混合物的組成被選出來(lái)，因?yàn)樗吣苡袡C(jī)化合物，可提煉成高優(yōu)質(zhì)的燃料。這是以前研究的主要目標(biāo)（Paradela等，2009）。通過這些實(shí)驗(yàn)條件下的反應(yīng)產(chǎn)物分別為10%（W/W）的氣體，60%（W/W）的液體和25%（W/W）的固體。更詳細(xì)的資料可以從Paradela等的研究中找到（2009）。因此，一部分相對(duì)較高的液體被生

16、產(chǎn)出來(lái)，但也獲得了一部分象征性的固體（碳）。因此，有必要研究這些固體成分和碳的屬性，以確定他們的處理方法和安全問題。</p><p>　　其中一部分實(shí)驗(yàn)中得到的熱解固體殘?jiān)谒魇咸崛∑鳎绹?guó)ASTMD 5369-93，2003）中用（DCM）方法提取用以消除有機(jī)污染物的目的。如果DCM的提取是一個(gè)技術(shù)可行的辦法，對(duì)這種處理方法進(jìn)行評(píng)估，以減少碳的潛在危害。DCM是能夠從在共熱解塑料和生物質(zhì)產(chǎn)生的固體殘?jiān)刑崛〉拇?/p>

17、部分揮發(fā)物，減少其毒性以及潛在危害，這點(diǎn)已經(jīng)被Bernardo等預(yù)先證明了（2009年）。</p><p>　　該提取物產(chǎn)量約為54%。</p><p>　　用DCM提取的炭渣被命名為炭渣A，剩下的除殘?jiān)糠直幻麨樘吭麭。</p><p>　　2.2.在原料廢物中和在炭渣中的有機(jī)含量測(cè)定</p><p>　　原料廢物（松樹，生物質(zhì)和輪胎）和

18、炭渣中的有機(jī)含量是用馬弗爐逐漸量減燃燒有關(guān)的固體樣品測(cè)定了。對(duì)樣品進(jìn)行加熱，每次增量為50℃從室溫（25±1℃）加熱到800±1℃（相對(duì)于原料廢物）和600±1℃（相對(duì)于炭渣），其余各溫度階段為10分鐘。在每個(gè)加熱階段結(jié)束時(shí)，樣品從爐中被撤下，冷卻至室溫，在干燥器中稱重。</p><p>　　2.3．測(cè)定原料的廢物中的重金屬和炭的含量</p><p>　　根據(jù)

19、美國(guó)環(huán)保局3052方法使用一種微波消解法（USEPA，1996b）去消解塑料，松生物質(zhì)和廢輪胎。</p><p>　　對(duì)于炭殘留物，用30%的過氧化氫（v/v）在95℃的水浴中作為先前處理，然后在相同溫度下用王水（鹽酸：硝酸，1：3，v/v）處理。最后，用密閉的聚四氟乙烯容器裝的王水微波酸洗消解處理完成對(duì)樣品的無(wú)機(jī)成分溶解。</p><p>　　消化樣品的過濾和保存是在ISO5667-3標(biāo)

20、準(zhǔn)（ISO5667-3）描述條件下，直到分析結(jié)束。</p><p>　　用原子吸收光譜法（AAS）測(cè)定一組選定的重金屬（鎘，鉛，鋅，銅，汞和砷）的含量（APHA，1992年）。</p><p><b>　　2.4．浸出試驗(yàn)</b></p><p>　　浸出試驗(yàn)遵循浸出試驗(yàn)標(biāo)準(zhǔn)（ISO/TS 21268-第2部分，2007年；ISO/TS 212

21、68-第1-4部分，2007年）。這個(gè)標(biāo)準(zhǔn)已經(jīng)發(fā)展到測(cè)量無(wú)機(jī)釋放，測(cè)量從土壤和土壤材料中非揮發(fā)性有機(jī)成份，測(cè)定提取物的生態(tài)毒性效果。在這個(gè)研究中，考慮到固體殘留物的熱解和土壤物質(zhì)(他們都是粒狀物質(zhì))的物理相似性，因?yàn)闆]用一個(gè)標(biāo)準(zhǔn)為特定的炭渣中有機(jī)化合物的測(cè)定，一個(gè)適應(yīng)的標(biāo)準(zhǔn)被提出了。</p><p>　　相對(duì)EN12457-2比較，浸出標(biāo)準(zhǔn)的ISO/TS21268-2，2007年，比EN12457-2無(wú)機(jī)成分的定

22、義更嚴(yán)格的要求，尤其是浸水庫(kù)（硼硅玻璃和/或聚四氟乙烯的使用），從洗出液的固體的分離，應(yīng)避免吸附或揮發(fā)損失這一步驟。</p><p>　　用一個(gè)單級(jí)分批試驗(yàn)L/S和10L/kg的比例進(jìn)行一個(gè)廢物混合溶液的浸出試驗(yàn)，在20℃的恒定溫度下進(jìn)行。該容器（玻璃瓶封頂）的震動(dòng)是在一個(gè)10分鐘每轉(zhuǎn)的旋轉(zhuǎn)速度在震蕩儀中進(jìn)行，在24±0.5小時(shí)內(nèi)。</p><p>　　根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)溶出試驗(yàn)，用的是一

23、種濃度為0.001mol/L的氯化鈣溶液。</p><p>　　在溶出試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，這個(gè)混合液被靜置15分鐘，提取物用GF/CWhatman玻璃纖維過濾儀器過濾。每個(gè)樣品做重復(fù)和空白試驗(yàn)。</p><p>　　提取物被分為多個(gè)子樣本，被使用于不同的化學(xué)和生態(tài)毒理學(xué)分析。用于測(cè)定提取物的中的重金屬根據(jù)國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)ISO5667-3保存（ISO5667-3，1994年）。對(duì)于生態(tài)毒理學(xué)試驗(yàn)和有機(jī)污染

24、物的測(cè)定，提取物分別保存在4 ± 1℃的溫度環(huán)境下。</p><p>　　2.4.1．提取物的化學(xué)表征</p><p>　　該提取物的無(wú)機(jī)分析參數(shù)為以下：pH（ISO10523，1994年），電導(dǎo)率（ISO 7888，1985年）和重金屬含量（APHA，1992年）。</p><p>　　選擇要監(jiān)測(cè)和量化的有機(jī)化合物是一組15環(huán)芳香烴：苯，甲苯，乙苯，鄰/

25、間/對(duì)/-二甲苯，異丙苯，丙基苯，4-乙基甲苯，叔丁基，1,2,3-三甲苯，1-甲基苯，丁苯，1,4-二乙苯和1,2,4,5-四甲苯，一組11烷基酚：鄰/間/對(duì)甲酚，3,4二甲基苯酚，2,6二甲基苯酚，2,3二甲基苯酚，2,5二甲基苯酚，2,4二甲基苯酚，2,3,5三甲基苯酚，2,4,6三甲基和2,3,6-三甲基。</p><p>　　用靜態(tài)頂空取樣和氣相色譜與質(zhì)譜測(cè)定15環(huán)芳香提取物的揮發(fā)性有機(jī)化合物的濃度。頂

26、空取樣技術(shù)是由使用以下實(shí)驗(yàn)條件：平衡時(shí)間- 30分鐘；提取溫度-60℃；洗出液溶液的體積-25毫升；頂空體積-25毫升。用注射器向氣相色譜系統(tǒng)注入的方法收集0.5的頂空（氣）量。</p><p>　　GC系統(tǒng)是一個(gè)用分不分流進(jìn)樣器的焦點(diǎn)氣相色譜儀配備，一個(gè)TR - V1的毛細(xì)管柱（30米×0.25毫米ID×1.4微米片）和一個(gè)PolarisQ質(zhì)譜儀檢測(cè)器。載氣為1.5毫升/分鐘的氦氣。樣品是在

27、一個(gè)1分鐘不分流時(shí)間和50毫升/分鐘分流時(shí)間溫度有60℃的不分流模式下注入的。接口和離子源分別保持在220℃。烘箱溫度程序?yàn)椋?2℃（保持5分鐘），上升到100℃（5℃/分鐘），上升到250℃（10℃/分鐘），最后上升到280℃（50℃/分鐘，保持1分鐘）。在MS系統(tǒng)的運(yùn)作模式，用一個(gè)質(zhì)量范圍從m/ z為50至200完整的掃描。朗讀</p><p>　　Běn, jiǎběn, yǐ běn, lín/

28、mǐ/rén/ -èr jiǎběn, yì bǐng běn, propylbenzene,4 ethyltoluene, shū dīng jī,1,2,4 sān jiǎběn,1 methylpropylbenzene, dīng běn, 1,4 hé 1,2 èr yǐ běn -2,4,5 -Sì jiǎběn</p><p>　　字典 -

29、 查看字典詳細(xì)內(nèi)容</p><p>　　一種濃度為1g/L的甲醇多種揮發(fā)性成分的固定標(biāo)準(zhǔn)溶液。標(biāo)準(zhǔn)溶液制備是通過固定的浸出液中適量上述溶液進(jìn)行稀釋制備的，為了分析以便執(zhí)行量化構(gòu)建了校準(zhǔn)曲線。</p><p>　　采用與質(zhì)譜分散液液微萃取法（DLLME）和氣相色譜法，確定了提取物的11烷基酚的濃度。該DLLME是用下面的實(shí)驗(yàn)條件：樣品量-4毫升；溶劑萃取- 15微升三氯乙烯；分散劑- 1毫升

30、的丙酮。分析物使用配置了自動(dòng)采樣器AS2000，一分不分流進(jìn)樣器，一個(gè)R-5MS毛細(xì)管柱（30米×0.25毫米ID×1.4微米片）和一個(gè)PolarisQ質(zhì)譜儀檢測(cè)器的一個(gè)重點(diǎn)氣相色譜儀進(jìn)行了分離和確定。載氣為1毫升/分鐘氦氣。樣品是在一個(gè)1分鐘不分流時(shí)間和50毫升/分鐘分流時(shí)間溫度有60℃的不分流模式下注入的。接口和離子源分別保持在220℃。烘箱溫度程序?yàn)椋?2℃（保持5分鐘），上升到100℃（5℃/分鐘），上升到2

31、50℃（10℃/分鐘），最后上升到280℃（50℃/分鐘，保持1分鐘）。在MS系統(tǒng)的運(yùn)作模式，用一個(gè)質(zhì)量范圍從m/ z為50至200完整的掃描。用撥給數(shù)額為100毫克/升的11甲醇烷基化酚標(biāo)準(zhǔn)溶液和構(gòu)成每個(gè)分析物的校準(zhǔn)曲線的加標(biāo)超純水制備了校準(zhǔn)標(biāo)準(zhǔn)溶液。</p><p>　　2.4.2．提取物的態(tài)毒理學(xué)的表征</p><p>　　根據(jù)ISO 11348 – 3（ISO11348-3，199

32、3年）生態(tài)毒理學(xué)參數(shù)的分析是抑制在提取物中的細(xì)菌的發(fā)光弧菌鯢（“Azur Environmental Microtox(H) system”）。</p><p><b>　　3．結(jié)果與討論</b></p><p>　　3.1．在原料廢物和炭渣中有機(jī)物的含量</p><p>　　圖.1顯示的是每個(gè)原料廢物燃燒的質(zhì)量減少量。</p>

33、<p>　　一般認(rèn)為，揮發(fā)性有機(jī)化合物是那些在溫度高達(dá)200℃時(shí)失去的物質(zhì)。這種在200℃至350℃之間質(zhì)量減少的原因是半揮發(fā)有機(jī)物，而觀察到的在350℃到500℃質(zhì)量減少的是重有機(jī)化合物（固定殘?jiān)Ｉ鲜?00℃下非燃燒的部分被認(rèn)為主要是無(wú)機(jī)物和指定的炭渣組成。</p><p>　　圖.1損失的質(zhì)量（% m/m相對(duì)每一個(gè)樣品的初始量），通過800℃微波爐燃燒。</p><p>

34、　　松生物溫度升高馬上減少質(zhì)量，因此認(rèn)為其含量中水分和揮發(fā)分較高。直到250℃，塑料和輪胎沒有顯示出明顯的體重減輕，這表明其揮發(fā)性有機(jī)物含量低。這些廢物只在300℃的時(shí)候重量開始減少，這一溫度下的半揮發(fā)性有機(jī)物發(fā)生燃燒。</p><p>　　在450℃和550℃，塑料和松生物質(zhì)都失去了一個(gè)類似的價(jià)值穩(wěn)定少于1%的最初的重量。</p><p>　　輪胎提出了不同的證明，因?yàn)樵?50℃，其還有

35、32%的初始質(zhì)量。在輪胎中沉重的有機(jī)化合物再進(jìn)一步燃燒溫度在550℃至750℃，直到97%的消費(fèi)初始質(zhì)量。溫度在750℃和800℃余下的3%的初始質(zhì)量也不燃燒。</p><p>　　圖.2質(zhì)量損失（%m/m相對(duì)到每個(gè)殘留初始質(zhì)量），在600℃微波加熱爐燃燒的質(zhì)量損失。（炭A-經(jīng)DCM提取的，炭B-未經(jīng)DCM提取的。）</p><p>　　圖.2顯示了每個(gè)炭殘留物燃燒質(zhì)量損失，炭B（未經(jīng)提取

36、的）顯示的在溫度高達(dá)50℃重大重量損失（從100%至75%的初始質(zhì)量），在溫度高達(dá)300℃時(shí)，開始緩慢的質(zhì)量減少（從75%到60%的初始質(zhì)量）；降到中間溫度，失去的重量就是目前在固體殘?jiān)形刺幚淼牧呀庖簱]發(fā)的質(zhì)量。炭A（經(jīng)提取的）到200℃并沒有出現(xiàn)一個(gè)重要的初始質(zhì)量減少。這一結(jié)果表明，溶劑萃取炭A的一個(gè)有效去除污染物的沸點(diǎn)是溫度高達(dá)200℃。 溫度從300℃上升到350℃，炭B遭受質(zhì)量損失最高（從60%降到5%初始質(zhì)量），隨后

37、由一個(gè)緩慢的重量減少到約2%的最終值為350℃和600℃溫度變化初始重量。在550℃和600℃之間沒用質(zhì)量變化。另一方面，溫度從200℃到300℃的變化，炭A顯示質(zhì)量從初始質(zhì)量的100%降到15%。當(dāng)溫度變化范圍為300℃至550℃時(shí)，殘留物重量再緩慢下降從15%到2%左右。因此，發(fā)現(xiàn)在300℃和550℃時(shí)，炭B（非提取的）的溫度比炭A（經(jīng)提取的）有更高的質(zhì)量減少效果。這種差異的原因可能是一個(gè)更重的揮發(fā)性污染物夾帶劑或動(dòng)員效果：較輕的污

38、染物有溶劑特性，與碳基體相互作用可以降低較重的成分，從而使他們更具揮</p><p>　　在這550℃和600℃兩個(gè)溫度下炭都提出了一個(gè)穩(wěn)定的殘余質(zhì)量。</p><p>　　圖.3相對(duì)質(zhì)量成分（%m/m相對(duì)于每個(gè)初始質(zhì)量殘留物）。（炭A-經(jīng)DCM提取的，炭B-未經(jīng)DCM提取的。）</p><p>　　圖.3根據(jù)炭成分揮發(fā)性顯示炭A和炭B的相對(duì)質(zhì)量的組成（揮發(fā)性，半揮

39、發(fā)性，非揮發(fā)性有機(jī)物和灰燼）。在預(yù)計(jì)中，DCM提取消除了炭A較重部分中大多數(shù)的揮發(fā)性污染物（半揮發(fā)性化合物，固定碳和灰燼），因此對(duì)應(yīng)于較高的相對(duì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于炭B。</p><p>　　3.2．原料廢物，炭殘?jiān)吞崛∥锏臒o(wú)機(jī)特征</p><p>　　表1原料廢物，炭殘?jiān)吞崛∥锏臒o(wú)機(jī)特征</p><p>　　顯示平均值和標(biāo)準(zhǔn)重復(fù)偏差</p><p&

40、gt;　　表1顯示了原料廢物，炭渣和提取物中的重金屬含量表。用炭A（以前經(jīng)DCM提取的）的浸出液制作浸出液A，炭B（未經(jīng)DCM提取的）的浸出液制作浸出液B。對(duì)于提取物，結(jié)果是每單位質(zhì)量炭浸出液提出的物質(zhì)的質(zhì)量。</p><p>　　重金屬的選擇將根據(jù)先前研究的廢物作出決定，（Bernardo等，2009年），這研究為廣泛進(jìn)行熱解塑料，松生物質(zhì)其中的重金屬含量。在這些廢物中檢測(cè)到了顯著濃度的鋅，鉛和銅。鎘，汞和砷也

41、被更多的選擇出來(lái)，因?yàn)樗鼈冊(cè)跉W盟填埋指令中極值的限制。鋅也是目前在輪胎中常見的金屬。</p><p>　　在原料中，根據(jù)唯一檢測(cè)標(biāo)準(zhǔn)從重金屬（鎘，鉛，鋅，銅，汞，砷）檢測(cè)分析，發(fā)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（19.1毫克/公斤），塑料廢物中汞（5.4毫克/公斤），輪胎中砷（1.0毫克/公斤）。</p><p>　　兩種炭殘留物中檢

42、測(cè)出了鋅，而其他金屬均低于各自檢測(cè)限。鋅的濃度在炭A中比在炭B中高出約1.91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(gè)質(zhì)量削減系數(shù)為1.85。雖然松生物量，塑料，輪胎中分別檢測(cè)出銅，汞，砷，但在炭中沒有發(fā)現(xiàn)這些金屬，可能是因?yàn)樗麄冊(cè)跓崽幚磉^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。</p>&l

43、t;p>　　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。看來(lái)，鋅流動(dòng)減少了，特別是在殘留物A中。以往的研究（Hwang等，2007年a，b；Hwang和Matsuto，2008年；Kistler等，1987年）表明，某些類型的廢物熱解可能對(duì)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(duì)含量高的元素，從炭和兩個(gè)相同提取物（略比洗

44、出液B高）浸出的鋅的量仍然顯著。</p><p>　　對(duì)關(guān)注的另外重金屬進(jìn)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（0.76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(cè)限。</p><p>　　表1中也顯示了提取物的pH和電導(dǎo)率。兩個(gè)提取物具有相似的pH值（4.81和4.94），大大低于氯化鈣的浸出液pH值（7.42），這意味著有一個(gè)

45、來(lái)自炭的顯著的酸性成分浸出液。</p><p>　　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(diǎn)能解釋洗出液A和洗出液B中重金屬的濃度差異。</p><p>　　3.3．有機(jī)提取物的表征</p><p>　　表2顯示了在這兩個(gè)化合物提取物中

46、選擇的有機(jī)基團(tuán)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?1烷基酚（Bernardo等，2009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(jī)定性剖面。本研究中所包括檢測(cè)相對(duì)濃度較高的化合物。</p><p>　　此外，這些化合物是從個(gè)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，2009年；Islam等，2008年；Marin等，20

47、02年；Paradela等，2008年，2009年；Seo和Shin，2002年；Sharypov，2003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。</p><p>　　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(duì)二甲苯和丁苯/ 1,4-二乙基苯是在洗出液A中檢測(cè)出來(lái)，雖然在低濃度時(shí)，即在1和1.4微克/升之間。這意味著，D

48、CM的提取步驟是為了清除這些熱解殘留物中有機(jī)污染物的效率。另一方面，洗出液B表現(xiàn)出強(qiáng)烈的污染性（圖4和5），污染性表現(xiàn)為與那些在低ppm范圍（1.1-4.2 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(bào)道中，在液體部分發(fā)現(xiàn)高濃度的這類化合物，通過對(duì)生產(chǎn)炭殘留物研究的相同熱解過

49、程中得到（2009）。</p><p>　　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≒AHs）及其他苯衍生物的初步確定，在一個(gè)足夠高的濃度中也發(fā)現(xiàn)其他幾個(gè)小峰。</p><p>　　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(jī)污染物炭的區(qū)別，生產(chǎn)完全不同的有機(jī)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(jī)物，這是由于在密閉容器中進(jìn)行的殘留物和浸出液之

50、間的接觸，認(rèn)為代表性樣本的揮發(fā)性有機(jī)化合物已經(jīng)揮發(fā)了。</p><p>　　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。</p><p>　　表2兩個(gè)化合物提取物的有機(jī)濃度</p><p>　　圖.4.洗出液B-芳香揮發(fā)性有機(jī)成分的HS - GC - MS分析色譜。</p><p>

51、　　圖.5.洗出液B-烷基苯酚化合物的DLLME- GC - MS分析色譜。</p><p>　　3.4．生態(tài)毒性測(cè)試</p><p>　　表3.曝光時(shí)間為5，15和30分鐘的弧菌鯢細(xì)菌提取物的生態(tài)毒性。</p><p>　　洗出液中獲得的生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù)見表3。針對(duì)曝光時(shí)間為5，15和30分鐘的五鯢細(xì)菌的發(fā)光抑制作用，有無(wú)pH，為五鯢細(xì)菌調(diào)整最適pH值進(jìn)行了評(píng)估。洗

52、出液B提出濃度為0.6-0.9%的最高毒性引發(fā)50%的發(fā)光抑制作用。對(duì)于這個(gè)洗出液，pH修正沒有造成毒性下降，可能是因?yàn)楦邼舛任廴疚锏囊种谱饔檬欠浅８撸cpH值無(wú)關(guān)。</p><p>　　洗出液A顯示了針對(duì)不同的曝光時(shí)間和不同pH值的2.4-27.4%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(shí)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

53、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(zhǎng)的曝光時(shí)間，在有無(wú)PH校正性情況下觀察到生態(tài)毒性無(wú)顯著差異。</p><p>　　當(dāng)與洗出液B比較時(shí)，盡管洗出液A的毒性較低，這可能是由于用DCM提取的有機(jī)質(zhì)含量較低，洗出液A仍然發(fā)現(xiàn)一個(gè)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(huì)很容易地從處理后的廢物中浸出。通過在非量化的

54、炭A洗出液色譜圖中檢測(cè)到的DCM高峰證實(shí)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(wú)機(jī)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(jī)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(xiàng)研究的范圍中。</p><p>　　3.5．炭殘留物的潛在危害的評(píng)估</p><p>

55、　　委員會(huì)決定2003/33/CE（2003/33/CE，2003年）定義在浸出液中通過應(yīng)用分類廢物（表4）的EN12457-2浸出試驗(yàn)獲得的無(wú)機(jī)參數(shù)極限值。雖然這項(xiàng)工作是不適用的溶出試驗(yàn)，對(duì)相同的極限值進(jìn)行了審議，因?yàn)槟壳皼]有立法，按照具體的有機(jī)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(jìn)行的廢物分類。</p><p>　　a．根據(jù)2003/33/CE立法浸出液

56、的極限值（2003/33/EC，2003年）。</p><p>　　b．根據(jù)CEMWE提議浸出液的極限值（CEMWE（1998））。</p><p>　　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?jiān)Ｏ闯鲆篈和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(jī)化合物，兩種

57、殘?jiān)际潜环诸悶槎栊詺堅(jiān)?。不過，在洗出液B中檢測(cè)到其他高含量的有機(jī)污染物，在洗出液A和B中檢測(cè)到高生態(tài)毒性潛能。這些屬性難以符合惰性分類。</p><p>　　與在歐洲理事會(huì)決策上定義的極值所得提取物的無(wú)機(jī)特征（表1）比較，可以觀察到：</p><p>　　——關(guān)于鋅，炭A和炭B的含量進(jìn)行分類為危險(xiǎn)廢物。</p><p>　　因此，根據(jù)2003/33/CE理事會(huì)的決

58、定，炭A和炭B被列為危險(xiǎn)廢物。</p><p>　　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(guó)環(huán)境部擬議的廢物標(biāo)準(zhǔn)和生態(tài)毒性（CEMWE）評(píng)價(jià)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(xiǎn)廢棄物指令（91/689/EEC，1991年）中的廢物分類。</p><p>　　根據(jù)這一方法，殘留物的毒性，應(yīng)通過其化學(xué)成

59、分或通過其生態(tài)毒理特性進(jìn)行評(píng)估。其化學(xué)組成作為一個(gè)積極標(biāo)準(zhǔn)：至少存在一個(gè)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(jìn)行毒性評(píng)估。這種方法已經(jīng)在以前的作品中得到應(yīng)用（Bernardo等，2009年；Lapa等，2002年a，b）。</p><p>　　通過定義在CEMWE的極值進(jìn)行了提取物的化學(xué)特征比較，它可以觀察到以下：</p><

60、p>　　——兩個(gè)洗出液提出了上述限值的鋅值，兩個(gè)炭的生態(tài)毒性被劃分。</p><p>　　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(gè)洗出液顯示EC50值低于10%，即他們可以被分類為生態(tài)毒性殘留物。</p><p>　　全球范圍內(nèi)，炭A和炭B被列為危險(xiǎn)性

61、生態(tài)毒性殘留物。</p><p><b>　　4．結(jié)論</b></p><p>　　在這項(xiàng)工作中得到的結(jié)果表明，用DCM提取處理方法是一種從熱解固體殘?jiān)谐ビ袡C(jī)污染物的高揮發(fā)性中間產(chǎn)物的有效方法。非揮發(fā)性有機(jī)組分和無(wú)機(jī)組分保留在經(jīng)DCM提取的炭中。非揮發(fā)性有機(jī)成分（重?zé)N及其衍生物）是幾乎不溶于水或水溶液，所以幾乎是固定在浸出過程中的固體殘?jiān)鼉?nèi)。包括如重金屬化合物的無(wú)

62、機(jī)部分，可以從炭和經(jīng)DCM提取處理的炭提取獲得的毒性。</p><p>　　在全球范圍內(nèi)，無(wú)論是經(jīng)DCM處理的炭還是未經(jīng)DCM處理的炭，均列為有害生態(tài)毒性殘留物。因此，看來(lái)該DCM的提取處理是可行的無(wú)害化處理，對(duì)這些炭有關(guān)的有機(jī)成分有效，但在無(wú)機(jī)成分中它是沒有效的。</p><p>　　關(guān)于重金屬的釋放，鋅是唯一超過了立法的極值的重金屬，其存在是有顯著態(tài)毒性相關(guān)性；這一結(jié)果表明，為了獲得毒

63、性較低的炭，混合廢物中碳的引入必須受到控制。</p><p>　　其他鋅凈化處理，必須經(jīng)過DCM的提取處理和評(píng)估。</p><p>　　這項(xiàng)研究的結(jié)果強(qiáng)調(diào)對(duì)有關(guān)生態(tài)毒理學(xué)和化學(xué)參數(shù)的必要性，包括無(wú)機(jī)和有機(jī)化合物，在固體殘?jiān)奈：υu(píng)估中，需要在法例中的不同過程和標(biāo)準(zhǔn)的協(xié)調(diào)。除了那些已經(jīng)在立法中方法，也為了更準(zhǔn)確的廢物描述和表征，對(duì)具有高含量有機(jī)質(zhì)和有機(jī)延伸污染物的殘留物的發(fā)展決定了其他化合群

64、。</p><p><b>　　參考文獻(xiàn)</b></p><p>　　[1] 2003/33/EC,2003. Council Decision 2003/33/EC of 19 December 2002 Establishing Criteria and Procedures for the Acceptance of Waste at Landfills Pur

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