分散式生活垃圾熱處理底渣特性及生態風險評價

黃超民 龍於洋 沈東升

【摘 要】隨著垃圾圍城問題的日益突出，傳統生活垃圾處理方式存在各種弊端，因此分散式生活垃圾熱處理方式開始受到關注。由于其處理溫度相對較低，可能大部分重金屬等有害物質將會殘留在底渣中，因此底渣處理處置是分散式生活垃圾熱處理能否順利推廣的關鍵。為了評估分散式生活垃圾熱處理產生的底渣是否存在生態風險問題，文章通過分析底渣物理、化學特征及底渣中重金屬含量，并考察其斑馬魚生物毒性，進而綜合評估其生態風險。結果表明，分散式垃圾熱處理產生底渣重金屬含量符合《生活垃圾填埋場污染控制標準》（GB16889—2008）入場填埋標準，生物毒性較低，可安全填埋。

【關鍵詞】分散式生活垃圾熱處理;底渣;重金屬;斑馬魚;生態風險

【中圖分類號】X701 【文獻標識碼】A 【文章編號】1674-0688（2020）03-0108-05

0 前言

近年來，我國城市生活垃圾以每年約4億t的產生量快速增長[1]，隨之而來的生活垃圾處理問題也日益窘迫。垃圾最傳統的處理方式是填埋，但填埋廠址選擇需遠離居住區，這造成垃圾運輸費用相應增加，垃圾處理成本隨之提高[2]。同時，填埋方式造成的二次污染也非常嚴重，如滲濾液等處理也較為困難[3]。

目前，熱處理是全球生活垃圾處理的主流工藝[4]。城市生活垃圾熱處理由于具有處理時間短、減量化顯著（減重率達70%，減容率達90%）[4]、無害化徹底及可回收垃圾燃燒余熱等優點已經成為不少城市解決垃圾問題的主要手段。然而，我國近年來由于鄰避效應等問題造成垃圾集中式處理選址困難，同時存在運輸成本高等問題，導致垃圾集中式熱處理在我國大范圍推廣受阻，分散式生活垃圾熱處理技術的市場需求開始擴大，該技術已經在全國各地進行了試用，在很大程度上解決了生活垃圾圍城問題。

但相較于傳統熱處理方法，分散式生活垃圾熱處理仍存在較多問題。由于燃燒溫度比傳統熱處理低，因此重金屬等有害物質可能大部分殘留在底渣內。如果對燃燒產生的底渣處置不當，會占用大量土地資源，而且其中的有害成分隨著雨水進入水體和土壤，存在潛在的生態風險，并可能通過食物鏈危及人體健康[5]。垃圾熱處理后底渣的安全性是直接關系該類技術能否順利推廣的關鍵問題之一。因此，針對燃燒后產生的底渣有必要進行生態風險評估。

綜上所述，本文基于某公司開發的分散式垃圾熱處理設備，為了明確組分不同的垃圾汽化后底渣的安全處置及再生資源化利用可能性，分析兩類典型的生活垃圾（紙張類與餐廚類）的底渣的物化性質，提出可再生利用方向;研究了燃燒后底渣的斑馬魚生物毒性和重金屬含量，從而綜合評估其生態風險，判斷其是否達到填埋處理標準。

1 材料與方法

1.1 分散式垃圾熱處理設備及生活垃圾來源

本文選用的是某公司所提供的分散式生活垃圾熱處理設備。設備燃燒的生活垃圾取自附近若干村莊日常產生的生活垃圾。通過分揀處理與組分調節，按照質量百分比將生活垃圾調節組分分揀為兩類生活垃圾（以餐廚類為主和以紙張類為主）。兩類生活垃圾的物理性質見表1，兩種生活垃圾的原始重金屬含量如圖1所示。

1.2 燃燒爐工況

兩類生活垃圾分別在分散式垃圾熱處理設備燃燒爐中進行燃燒實驗，投料方式為機械進料，進料時間間隔約24 h，燃燒處理量約1 m3/d。兩次燃燒實驗過程中助燃系統的參數基本保持一致，進氣量約80 m3/h，爐膛內氧氣含量約11.2%。兩次燃燒過程中，爐膛溫度基本保持一致，整體平均溫度控制在300～400 ℃，但局部溫度短時間內會高于450 ℃。

1.3 底渣物理化學特征分析

為明確垃圾燃燒后產生的底渣再生資源化利用可能性，需要分析底渣的物理、化學特征。為此，對以上兩類垃圾燃燒底渣樣本進行如下測試。

（1）燒失量：按四分法取樣，準確稱取1 g試樣，置于已灼燒恒重的瓷坩堝中，將蓋斜置于坩堝上，放在高溫爐內從低溫開始逐漸升高溫度，在600～700 ℃灼燒15～20 min，取出坩堝，置于干燥器中冷至室溫。稱量，如此反復灼燒，直至恒重，實驗重復3次。

（2）化學能譜分析（EDS）：外送至天合科研協作中心測定。

1.4 重金屬測定

采用三酸消解的方法對底渣樣品進行消解[6]。稱取0.25 g樣品至聚四氟乙烯坩堝中，加入濃硝酸5 mL，密封加熱1 h，后加入5 mL高氯酸，加蓋消解3 h，加2.5 mL氫氟酸消解，直到顏色透明，開蓋趕酸。待剩余溶液約1 mL時停止加熱，冷卻至常溫后加入2.5 mL硝酸，定容至50 mL，過膜后待測。重金屬浸出液，采用FZ-4翻轉型振蕩器，根據國標法《固體廢物浸出毒性浸出方法——硫酸硝酸法》（HJ/T 299—2007）得到浸出液。重金屬含量測定參照Tessier法[7]，使用原子吸收光譜儀——火焰法進行測定，測定的元素包括鉛（Pb）、鎳（Ni）、鎘（Cd）、鉻（Cr）、銅（Cu）、鋅（Zn）。

1.5 重金屬平衡分析

本文依托的分散式垃圾熱處理設備，由氣化室、焦油吸收塔、生物滴濾塔組成。因此，本文研究重金屬平衡，計算重金屬含量由原始垃圾、底渣、直排煙氣、處理后的煙氣、處理后的廢水、污泥等部分組成，以燃燒紙張垃圾進行燃燒過程重金屬平衡計算，原始垃圾取自進爐燃燒垃圾，并用破碎機將其剪切破碎制得樣品進行消解處理;底渣取自燃燒垃圾后產生的爐渣并進行消解;污泥取自生物滴濾塔中生物電化學系統和生物填料中產生的污泥;直排煙氣和處理后煙氣分別于直排煙囪和生物滴濾塔出氣口進行取樣，處理后的廢水取自焦油吸收塔和生物滴濾塔。重金屬平衡計算方法如下：

原始垃圾中重金屬含量（單位：mg/kg）：=

底渣中重金屬含量（單位：mg）：= ×ma

污泥中重金屬含量（單位：mg）：= ×mb

煙氣中重金屬含量（單位：mg）：= ×V4

廢水中重金屬含量（單位：mg）：= ×V5

其中， 、 、 、 、 為原始垃圾、底渣、污泥、煙氣、廢水消解液的濃度（mg/L）;V1、V2、V3為消解液的定容體積（L）;V4、V5為吸收液的定容體積（L）;m1、m2、m3為原始垃圾消解的質量（kg）;ma、mb為燃燒后底渣、污泥產生的質量（kg）。

1.6 斑馬魚生物毒性分析

在斑馬魚胚胎暴毒過程，每隔24 h于顯微鏡下觀察，挑出死亡胚胎以免感染其他個體，統計死亡個數及軀體彎曲、心包囊腫、游囊缺陷和軀體痙攣發生率，連續觀察6 d（144 hpf）。其中，軀體痙攣主要表現為斑馬魚發生連續性或間斷性身體震顫、抽搐行為，不同于正常游動行為[8];判定死亡和其他畸形率按照經濟合作與發展組織（OECD）的標準方法（OECD TG236，2006）。本實驗中每個試驗組投放30條斑馬魚，設置平行組，為保證溶液濃度恒定和溶氧充分，本試驗選擇半靜態實驗法，8 h更換一次試驗液，試驗周期為6 d（144 hpf）。觀察144 h內斑馬魚的行為特征、中毒癥狀，記錄死亡數和畸形數。

2 結果

2.1 生活垃圾底渣物化性質

2.1.1 物理特性

圖2為兩類垃圾底渣的燒失量，紙張類和餐廚類兩類垃圾的底渣燒失量都較低，分別為6.2%和4.4%，而一般情況下混合生活垃圾的燒失量約5%[11]。根據《用于水泥和混凝土中的粉煤灰》（GB 1596—91），水泥生產中通常作為活性混合材料的底渣，其燒失量的國家標準分別為低于5%（一級）和低于8%（二級）。

2.1.2 化學組成

為確定燃燒底渣的化學成分，明確其綜合化利用的可能方向，對其進行EDS能譜分析。紙張類和餐廚類底渣的EDS能譜結果見表2。紙張垃圾底渣的主要元素（質量分數>5%）有C、O、Al、Si、Ti，此外有少量的Na、Cl、K、Ca等。該類垃圾底渣中C含量較高，達到51.19%;而餐廚類底渣中O含量較高，達到22.94%，這可能與不同類生活垃圾本身元素組成有關。由圖3可知，兩類垃圾氣化底渣的元素組成形態有Al2O3、SiO2、MgO等。

2.2 生活垃圾底渣重金屬分析

2.2.1 重金屬質量平衡分析

為明確燃燒過程中重金屬的遷移狀況，需要進行生活垃圾重金屬平衡研究，主要考慮生活垃圾燃燒底渣中重金屬含量、燃燒產生廢水中的重金屬含量、煙氣中重金屬含量及廢氣處理生物吸附的重金屬含量。以紙張垃圾燃燒后產生的底渣為研究對象（如圖4所示），結果表明，該設備燃燒過程中重金屬輸入量與輸出量基本守恒。6種元素在底渣中的富集程度為Pb，Ni>Cr，Cd>Cu，Zn。鎳、鉛主要殘留在底渣中（約50%），銅、鋅主要富集在后續處理設備產生的廢水和煙氣中（約80%）。

2.2.2 底渣重金屬含量

紙張類垃圾底渣浸出液中Cd、Cr、Ni、Cu、Zn、Pb 6種重金屬的濃度分別為0.006、0.051、0.106、0.078、0.367、

0.002 mg/L（如圖5所示），而餐廚類垃圾浸出液中各種重金屬含量比紙張類垃圾中同類重金屬含量都低。根據《生活垃圾填埋場污染控制標準》（GB 16889—2008）對燃燒底渣的入場要求可知（浸出液中Cd、Cr、Ni、Cu、Zn、Pb標準限值分別為0.15、4.5、0.5、40、100、0.25mg/L），該設備燃燒產生的不同類垃圾的底渣皆符合填埋標準。

2.3 生活垃圾底渣生物毒性

水體中重金屬、持久性有機物、氨氮等有毒物質會影響斑馬魚的存活，通過LC50（半數致死濃度）來衡量其毒性大小。如圖6所示，將各試驗組144 h的斑馬魚死亡條數換算成死亡率，可以看出，不同垃圾底渣浸出液的生物毒性不同，但總體來說，兩種未稀釋倍數的底渣浸出液對斑馬魚的致死率均控制在20%以下，對斑馬魚胚胎造成的畸形率均未超過50%，且兩類底渣的死亡率和畸形率均有顯著性差異（P<0.05）。雖然暴露期內斑馬魚存在死亡個體，但死亡的斑馬魚并未出現腮部、腹部微紅等急性中毒現象，且致死率均超過50%，無法計算半致死濃度[20]，因此受試浸出液無急性毒性效應。

3 討論

垃圾底渣燒失量越低，表明燃燒效率越高[9]。同時，燒失量也會影響底渣的綜合利用，對于水泥、燒磚等行業來說，底渣中的未燃碳是有害成分[10]。因此，底渣燒失量越低，表明底渣綜合利用的可能性越高。根據實驗結果，相比較而言，餐廚類垃圾的燃燒底渣（燒失量為4.4%）作為水泥原料的資源化利用可能性更高。紙張類垃圾僅符合二級標準，這可能是因為紙張類垃圾主要由纖維狀有機物質和結合水組成[12]，該分散式熱處理設備由于其局部溫度遠低于集中式焚燒爐，纖維狀有機物質和結合水未能全部礦化，形成的底渣在600 ℃環境下進一步礦化，導致紙張類垃圾底渣燒失量偏高。因此，控制降低燃燒垃圾中紙張類垃圾的比重是降低燒失量最直接有效的措施，同時適當提高爐內燃燒溫度，亦可降低燒失量[13]。

垃圾熱處理所產生爐渣的處置目前主要有兩個途徑，即安全填埋或綜合化利用。其中，爐渣的可資源化利用的方向如制備陶瓷磚或制作混凝土，伍浩然[14]報道了將爐渣制備陶瓷磚，其性能指標可達到國家標準;Pyo[15]報道了爐渣作混凝土原料，研究發現濕渣固化技術可提高混凝土試件質量，提高抗壓強度。根據實驗結果，兩類垃圾底渣的元素組成含量雖差異較大，但組分類似，均含有一定量的水泥原料成分，如Al2O3、SiO2、MgO等。采用合適的工藝手段，垃圾底渣可以用作水泥混合材、水泥原料，豐富其綜合利用的可能性[16，17]。

生活垃圾在燃燒處理過程中重金屬會發生不同程度的遷移，由固態向氣態遷移，從而使其分布在底渣和煙氣中。Cahill[18]和Davison[19]等人對重金屬的遷移進行研究，指出影響重金屬在燃燒過程中遷變特性的最大因素是重金屬蒸發壓力和沸點。針對該設備燃燒垃圾過程重金屬平衡分析，結果表明，鎳、鉛主要殘留在底渣中（約50%），這是由于其沸點高于2 000 ℃，屬于難揮發性重金屬。鎳、鉛大量保留在底渣中，對于后續底渣填埋處理，可能造成鎳、鉛等重金屬成分隨著雨水進入水體和土壤，對水體和土壤及植被和生物等造成危害，并通過食物鏈危及人體健康。因此，針對該熱處理設備底渣的重金屬毒性分析時，鎳、鉛是重點檢測對象。銅、鋅主要富集在后續處理設備產生的廢水和煙氣中（約80%），這是由于其沸點相對較低，屬于揮發性重金屬。因此，針對該設備后續廢水和煙氣達標排放考察時，重金屬類銅、鋅是重點檢測對象。在燃燒過程中，大部分以氣態形式進入后續處理設備中。結果表明，造成重金屬在燃燒過程中遷移的最大因素是爐膛溫度和壓力，與Cahill[18]和Davison[19]等研究結果一致。

針對兩類垃圾測定其重金屬含量，結果表明，該設備燃燒不同類垃圾產生的底渣皆符合填埋標準。此外，通過分析垃圾底渣本身的重金屬含量發現，紙張類垃圾底渣中會存在較多的銅、鋅元素（Cu、Zn含量分別為7.32、7.81 mg/kg），銅、鋅的沸點相對較低，主要富集在后續處理設備產生的廢水和煙氣中，為了確保后續的煙氣及廢水達到國家排放標準，可適當減少紙張類垃圾進爐處理量。

雖然上述兩類垃圾底渣中重金屬含量較低，填埋不存在重金屬污染風險，但是底渣仍舊存在其他有機物的殘留可能性。因此，將底渣填埋時，需選用一種綜合性的判斷標準。本文進行生物毒性測試，綜合評價其生態風險性。以斑馬魚為受試魚類，考察兩類垃圾底渣溶出水質的生物毒性，評估底渣填埋處置對環境的生態風險。試驗結果表明，兩種底渣浸出液無明顯急性毒性效應，不會對斑馬魚的存活造成影響。雖然水體中的污染物質會破壞斑馬魚胚胎的組織結構，影響胚胎的正常孵化，造成心功能異常、心包囊水腫、軀體彎曲等多種畸形[21]，但是兩種底渣浸出液對斑馬魚胚胎造成的畸形率均未超過50%，對孵化率的影響不大，仍有較高的孵化率[22]，因此兩種底渣浸出液發育毒性效應較低，不會對斑馬魚造成明顯危害。致死率和畸形率的結果表明，這兩種底渣的生物毒性都較小。綜合重金屬含量和斑馬魚生物毒性，結果表明，產生的底渣生態毒性風險較低，可填埋處置或綜合利用。

參 考 文 獻

[1]Shi D Z，Wu W X，Lu S Y，et al.Effect of MSW source-classified collection on the emission of PCDDs/Fs and heavy metals from incineration in China[J].Journal of Hazardous Materials，2008，153

（1）：685-694.

[2]Komilis D P，Ham R K，Stegmann R.The effect of municipal solid waste pretreatment on landfill behavior：a literature review[J].Waste Management

& Research，2010，17（1）：10-19.

[3]Mor S，Ravindra K，Dahiya R P，et al.Leachate characterization and assessment of groundwater pollution near municipal solid waste landfill site[J].Environmental Monitoring & Assessment，2006，118

（1-3）：435-456.

[4]Kosson D S，Sloot H A V D，Eighmy T T.An approach for estimation of contaminant release during utilization and disposal of municipal waste combustion residues[J].Journal of Hazardous Materials，1996，47（1-3）：43-75.

[5]Adama M，Esena R，Fosumensah B，et al.Heavy metal contamination of soils around a hospital waste incinerator bottom ash dumps site[J].Journal of Environmental & Public Health，2016，2016（3）：292-296.

[6]Kalbitz K ，Solinger S ，Park J H ，et al.Controls on the dynamics of dissolved organic matter in soils：

a review[J].Soil Science，2000，165（4）：277-304.

[7]Tessier A，Campbell P G C，Bisson M.Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals[J].Analytical chemistry，1979，51（7）：844-851.

[8]DeMicco A，Cooper K R，Richardson J R，et al.Developmental neurotoxicity of pyrethroid insecticides in zebrafish embryos[J].Toxicological Scien-

ces，2009，113（1）：177-186.

[9]Rocca S，Van Z A，Costa G，et al.Mechanisms contributing to the thermal analysis of waste incin-

eration bottom ash and quantification of different carbon species[J].Waste Management，2013，33（2）：373-381.

[10]Zhou X，Li J，Zhou S，et al.Process and case analysis of brick making by bottom ash in waste incineration[J].Environmental Sanitation Engineering，2016，24（2）：25-27.

[11]Lin K L.Feasibility study of using brick made from

municipal solid waste incinerator fly ash slag[J].Journal of Hazardous Materials，2006，137（3）：1810-1816.

[12]Sivasundaram M，Drew R A L，Caley W F.Mineralogical aspects of devitrified pulp and paper fly ash[J].Canadian Metallurgical Quarterly，2003，42

（1）：113-120.

[13]Jalal M，Pouladkhan A，Harandi O F，et al.Com-

parative study on effects of Class F fly ash，nano silica and silica fume on properties of high performance self compacting concrete[J].Construction and Building Materials，2015，94：90-104.

[14]Haoran W，Qianni L，LiuYan，et al.Preparation of

ceramic tile with incineration bottom ash of MSW[J].Ceramics，2017（2）：23-28.

[15]Pyo S，Kim H K.Fresh and hardened properties of ultra-high performance concrete incorporating coal bottom ash and slag powder[J].Construction & Building Materials，2017，131：459-466.

[16]Liu D，Zhu Y.Experimental study on performance of municipal solid waste incineration bottom ash treated subgrade soils[R].2018.

[17]Izquierdo M，Vazquez E，Querol X，et al.Use of bottom ash from municipal solid waste incineration as a road material[C].International ash utilization symposium，4th，Lexington，KY，United States，2001：31-38.

[18]Cahill C A，Newland L W.Comparative efficienc-

ies of trace metal extraction from municipal incinerator ashes[J].International Journal of Environm-

ental Analytical Chemistry，1982，11（3-4）：227-239.

[19]Davison R L，Natusch D F S，Wallace J R，et al.Trace elements in fly ash.Dependence of concentration on particle size[J].Environmental Sc-

ience & Technology，1974，8（13）：1107-1113.

[20]Weber，Cornelius I.Methods for measuring the acute toxicity of effluents and receiving waters to freshwater and marine organisms[M].Cincinnati，Ohio：Environmental Monitoring Systems Laboratory，Office of Research and Development，US Environmental Protection Agency，1991.

[21]Renée Katrin Bechmann，Larsen B K，Taban I C，et al.Chronic exposure of adults and embryos of Pandalus borealis to oil causes PAH accumulation，initiation of biomarker responses and an increase in larval mortality[J].Marine Pollution Bulletin，2010，

60（11）：2087-2098.

[22]Incardona J P ，Collier T K ，Scholz N L.Defects in cardiac function precede morphological abnormalities in fish embryos exposed to polycyclic aro-

matic hydrocarbons[J].Toxicology and Applied Ph-

armacology，2004，196（2）：191-205.