醫(yī)療垃圾焚燒飛灰重金屬形態(tài)分析

　　摘要：利用原子吸收光譜儀分別對(duì)醫(yī)療垃圾焚燒飛灰重金屬含量和重金屬形態(tài)及其隨顆粒度分布特性進(jìn)行了分析, 結(jié)果表 明,飛灰中 Cd 、Zn 、Pb 等的浸出濃度遠(yuǎn)超標(biāo)與這些重金屬的可交換態(tài)和碳酸鹽態(tài)含量較高有關(guān);飛灰顆粒度主要在 96 μm 以下, 96 ～ 150 μm 的顆粒中 Cd 、Pb 含量最高, 且 Zn 、Cd 的形態(tài)以可交換態(tài)為主。

　　關(guān)鍵詞：醫(yī)療垃圾 焚燒飛灰 重金屬 形態(tài)

　　為鑒別垃圾焚燒飛灰的危害性, 國(guó)內(nèi)外通常在 實(shí)驗(yàn)室采用一定的提取試劑進(jìn)行重金屬毒性浸出測(cè) 試 [ 1-4] , 這種方法適合評(píng)價(jià)重金屬中短期存在的危 險(xiǎn),但很難對(duì)重金屬的長(zhǎng)期生態(tài)效應(yīng)做出較為準(zhǔn)確 的預(yù)測(cè)。因?yàn)槔贌w灰的重金屬毒性不僅與重 金屬總量有關(guān)[ 5-8] ,更大程度上由重金屬的形態(tài)分布 決定 ,相同總量的重金屬形態(tài)分布不同, 其生物效 應(yīng)和環(huán)境效應(yīng)差異較大。目前, 國(guó)內(nèi)有關(guān)垃圾焚燒 飛灰(尤其是醫(yī)療垃圾焚燒飛灰)重金屬形態(tài)方面的 報(bào)道甚少 。

　　1 材料和方法

　　1 .1 材 料

　　2 種飛灰樣品(FA1 、FA 2)分別取自沈陽(yáng)危險(xiǎn)廢 物焚燒中心的 2 臺(tái)典型醫(yī)療垃圾焚燒爐的布袋除塵器出口 [ 10 , 11] ,其中 FA1 取自 15 t/d回轉(zhuǎn)窯焚燒爐, FA2 取自 5 t/d的固定床焚燒爐。 2 臺(tái)焚燒爐的空 氣污染控制裝置有區(qū)別 , 回轉(zhuǎn)窯焚燒爐設(shè)有余熱鍋 爐,空氣污染控制裝置依次為急冷塔 、半干法除酸 塔、噴活性炭和石灰粉裝置、布袋除塵器;固定床焚 燒爐空氣污染控制裝置依次為急冷塔、干法除酸系 統(tǒng)、噴活性炭和石灰粉裝置、布袋除塵器。為使樣品 具有代表性, 飛灰樣品是在設(shè)備連續(xù)穩(wěn)定運(yùn)行的 1 周內(nèi)采集 。飛灰樣品經(jīng)混勻后 ,用 20 目的網(wǎng)篩去除 大顆粒,并在 105 ℃下干燥 24 h 。

　　1 .2 儀器和方法

　　參照文獻(xiàn)[ 9] , 采用連續(xù)化學(xué)提取法對(duì)飛灰重 金屬形態(tài)進(jìn)行 5 步提取測(cè)試 ,每一步提取過(guò)濾后的 濾液中重金屬濃度采用 SOLAAR S4 型原子吸收 光譜儀測(cè)定。然后 ,按各步驟所提取濾液重金屬濃 度與溶劑量, 計(jì)算重金屬在各個(gè)形態(tài)分布的比例 。 提取的樣品均設(shè)置 2 個(gè)平行樣 , 取平均值作為結(jié) 果。利用 20 目 、60 目、100 目 、160 目 、250 目的網(wǎng) 篩將飛灰樣品分別按顆粒度 >841 、249 ～ 841 、150 ～ 249 、96 ～ 150 、61 ～ 96 、Ni >Pb > Cu >C r>Cd 。 由表 1 可見(jiàn) ,飛灰浸出液 Cd 的質(zhì)量濃度分別達(dá) 到了2 .96 、2 .50 mg/L , Zn 的質(zhì)量濃度分別為377 .9 、 302 .6 mg/L , 浸出液 Cd 、Zn 濃度分 別超過(guò) GB 18595 —2001 規(guī)定的允許填埋控制限值的 4 ～ 5 倍 及 3 ～ 4 倍 ,浸出液 Pb 的濃度也超標(biāo) ,此類飛灰必須 經(jīng)預(yù)處理后方可填埋 。

　　2 飛灰的重金屬形態(tài)

　　飛灰樣品中各重金屬形態(tài)分布見(jiàn)圖 1 。

　　FA1 和 FA2 中 Cu 主要以殘余態(tài)存在 ,質(zhì)量分 數(shù)分別達(dá) 56 %和 65 %;可交換態(tài)較少 , 質(zhì)量分?jǐn)?shù)僅 為 2 %左右;其余 3 種形態(tài)分布相對(duì)較為均勻。 FA1 和 FA2 中 Pb 的可交換態(tài)比例 較低(質(zhì)量分?jǐn)?shù) 不足10 %), 但可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)之和超過(guò) 35 %,可見(jiàn)該飛灰中的 Pb 在酸性環(huán)境中 移動(dòng)性較強(qiáng) , 具有較大的潛在危害。 KIRBY 等 [ 14] 在研究生活垃圾焚燒飛灰時(shí)也發(fā)現(xiàn) , Pb 的碳酸鹽結(jié) 合態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)達(dá) 40 %, 并認(rèn)為 Pb 的浸出主要由其 碳酸鹽結(jié)合態(tài)的溶解程度決定 。 FA1 和 FA2 中 Zn 的可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)均較高 ,質(zhì)量分?jǐn)?shù)之和 在 52 %以上 ,在中性和酸性環(huán)境都極易浸出。 FA1 和 FA2 中 Cd 主要以可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)存 在,質(zhì)量分?jǐn)?shù)之和分別達(dá) 81 %和 73 %, 其他 3 種形 態(tài)甚少。 TAN 等 [ 15] 對(duì)生活垃圾焚燒飛灰的重金屬 形態(tài)分析也發(fā)現(xiàn) , 在幾種重金屬中 Cd 的可提取組 分(可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài))最高 , 質(zhì)量分?jǐn)?shù)達(dá) 88 %左右 。若在飛灰填埋前采用水泥固化方式進(jìn)行 預(yù)處理,難以保證 Pb 、Zn 、Cd 在酸雨等自然條件下 的長(zhǎng)期穩(wěn)定性 。GIORDANO 等 [ 16] 和 ABANADES 等[ 17] 認(rèn)為, Pb 、Cd 、Zn 等重金屬的移動(dòng)性較高與飛 灰中存在較高含量的氯有關(guān)。 FA1 和 FA 2 中 Cr 和 Ni 以殘余態(tài)占絕對(duì)優(yōu)勢(shì), 質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別達(dá) 75 %和 85 %以上 , 可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)非常低, 且 Cr 的可交換態(tài)低于檢出限, 這表明大部分 Cr 和 Ni 被 固定在硅酸鹽網(wǎng)格中 ,在自然條件下不易釋放 。

　　2 .1 飛灰各顆粒度的質(zhì)量分布

　　圖 2 為飛灰各顆粒度的質(zhì)量分布圖。從圖 2 可 見(jiàn), FA1 和 FA2 各顆粒度的質(zhì)量分布大體一致, 顆 粒均較細(xì), 顆粒度 96 μm 的顆粒質(zhì)量分布隨顆粒度 變化不大 。

　　2 .2不同顆粒度飛灰的重金屬含量

　　圖 3 為不同顆粒度飛灰的重金屬質(zhì)量濃度 。 從 圖3 可見(jiàn) , 飛灰中Cu含量隨顆粒度變化整體趨勢(shì)呈波動(dòng)狀態(tài) , FA1 和 FA2 Cu 含量分別在顆 粒度 96 ～ 150 、150 ～ 249 μm 出現(xiàn)最大值 ;Pb 含量在 顆粒度<150 μm 時(shí) ,隨顆粒度增大而增加, 顆粒度 96 ～ 150 μm 時(shí)達(dá)到最大值, 之后隨顆粒度增大總體 呈下降趨勢(shì);FA1 和 FA2 中 Zn 含量分別在顆粒度 61 ～ 96 、96 ～ 150 μm 達(dá)到最大值 ;Cd 含量在顆粒度 96 ～ 150 μm 時(shí)最高, FA1 尤其明顯 ;Cr 含量隨顆粒 度增大而呈下降趨勢(shì);Ni 在顆粒度 61 ～ 249 μm 具 有較高含量 , 其中 FA2 的 Ni 含量在顆粒度 96 ～ 150 μm 出現(xiàn)最大值。

　　2 .3 不同顆粒度飛灰的重金屬形態(tài)

　　FA 1 中不同顆粒度重金屬形態(tài)分布見(jiàn)圖 4 。在 顆粒度 96 ～ 150 μm 的顆粒中 ,Cu 的碳酸鹽結(jié)合態(tài) 相對(duì)較少 , 殘余態(tài)最高。 Pb 在顆粒度 <61 、150 ～ 249 μm 的顆粒中 ,可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)分布相 似, 但在顆粒度 96 ～ 150 μm 顆粒中可交換態(tài)較少, 碳酸鹽結(jié)合態(tài)質(zhì)量分?jǐn)?shù)高達(dá) 62 %。Zn 和 Cd 的可 交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)隨顆粒度變化規(guī)律相似, 可 交換態(tài)呈峰狀分布 ,且其含量在顆粒度 96 ～ 150 μm 的顆粒中均最高, 但此顆粒度范圍的碳酸鹽結(jié)合態(tài) 相對(duì)較少 。在顆粒度 150 ～ 249 μm 的顆粒中,C r 的 有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)相對(duì)較高 。在顆粒度<61 μm 的顆粒中,Ni 的碳酸鹽結(jié)合態(tài)含量相對(duì)較高,質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 7%。 3 結(jié) 論 (1)醫(yī)療垃圾焚燒飛灰中 Cd 、Zn 、Pb 等重金屬 浸出濃度超過(guò)了 GB 18595 —2001 限值, 這與飛灰 中 Cd 、Zn 、Pb 的可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)含量較高 有關(guān) 。若在飛灰填埋前采用水泥固化方式進(jìn)行預(yù)處 理,難以保證 Cd 、Zn 、Pb 在酸雨等自然界條件下的 長(zhǎng)期穩(wěn)定性。 (2)醫(yī)療垃圾焚燒飛灰顆粒度以 <61 μm 為主。 Pb 、Cd 、Ni 在顆粒度 96 ～ 150 μm 的顆粒中含量最高, Zn 、Cr 含量隨顆粒度增大呈下降趨勢(shì)。在顆粒度 96 ～ 150 μm 的顆粒中, Zn 、Cd 以可交換態(tài)為主, Pb 以碳 酸鹽結(jié)合態(tài)為主,Cu 、Cr 、Ni 以殘余態(tài)為主。

　　參考文獻(xiàn) :

　　[ 1] GB 5086.2—1997 , 固體廢物 浸出毒性浸出方法 水平振蕩法 [ S] .

　　[ 2] SONG G J, KIM K H , SEO Y C , et al.Charact eristi cs of ashes from different locati on at the MSW incinerat or equipped w ith various air pollu tion control devices[ J] .Waste Management , 2004 , 24(1):99-106.

　　[ 3] I TO T .Vitrification of fly ash by swirling-flow furnace[ J] . Waste Man agemen t, 1996 , 16(5):453-460.

　　[ 4] MANGIALARDI T , PAOLINI A E , POLET TINI A , et al.Optimization of the s olidification/ stabilization p rocess of MSW fly ash in cemen titiou s matrices[ J] .Journal of H azard ou s Materials, 1999 , B70(1):53-70.

　　[ 5] LI X D, POON C S ,SUN H , et al.Heavy metal speciati on and leaching behaviors in cement solidified/ st abilized waste mat erials[ J] . Journal of Hazardous Materials, 2001 , A82(3):215-230.

　　[ 6] LI U Feng , LI U Jiangao , YU Qianf eng , et al.Chemi cal speciation and mobility of heavy met als in mu ni cipal solid wast e incinerat or fly ash[ J] .Journal of En viron men tal S cience, 2004 , 16(6):885-888.

　　魏國(guó)俠 1 劉漢橋 1 , 2 張曙光 2 蔡九菊 3

《醫(yī)療垃圾焚燒飛灰重金屬形態(tài)分析》

上一篇：精神病學(xué)臨床教學(xué)中三明治教學(xué)法的應(yīng)用

下一篇：食品安全檢測(cè)中化學(xué)技術(shù)的應(yīng)用分析