添加不同塑料與污泥混合熱解對生物炭中重金屬的影響

汪 剛, 余廣煒, 謝勝禹, 江汝清, 汪 印

(1. 中國科學(xué)院城市環(huán)境研究所 中國科學(xué)院城市污染物轉(zhuǎn)化重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 福建 廈門 361021；2. 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049)

福建省自然科學(xué)基金(2019J01135)，美麗中國生態(tài)文明建設(shè)科技工程專項(xiàng)(XDA23020500)，福建省工業(yè)引導(dǎo)性重點(diǎn)項(xiàng)目(2015H0044)，中國科學(xué)院青年人才領(lǐng)域前沿重點(diǎn)項(xiàng)目(IUEZD201402)和中日政府間國際科技創(chuàng)新合作重點(diǎn)項(xiàng)目(2016YFE0118000)資助

生活污泥是城市污水處理廠處理廢水過程中派生的一類固體廢棄物。據(jù)統(tǒng)計(jì)[1]，截止到2016年3月底，中國市、縣累計(jì)建成污水處理廠3976座，污水處理能力達(dá)到1.7×108m3/d，全國污泥產(chǎn)量將超過3.7×1010kg(含水率為80%)，并且保持8%左右的年增長速率，預(yù)計(jì)到2020年污泥年產(chǎn)量將突破6.0×1010kg。因此，如何低成本實(shí)現(xiàn)污泥資源化利用與無害化處理已經(jīng)成為人們關(guān)注的焦點(diǎn)問題。污泥熱解技術(shù)是在惰性氣氛下使污泥發(fā)生分解，產(chǎn)生的熱解氣和焦油可以回收利用，具有無害化、資源化、占地面積小等特點(diǎn)[2]。熱解處理可以實(shí)現(xiàn)污泥中重金屬的固化穩(wěn)定與N、P、K等有效元素的保留，制備出性能良好的生物炭可用作土壤改良劑或生物炭肥料[3,4]。Kistler等[5]研究了污泥熱解過程中重金屬Cr、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb和Hg的轉(zhuǎn)化行為，發(fā)現(xiàn)由于生物炭呈堿性，其中的重金屬被高度固化。Devi等[6]研究發(fā)現(xiàn)，造紙污水處理廠污泥在200-700 ℃熱解過程中重金屬Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn被富集在熱解生物炭中，但重金屬生物可利用度和生態(tài)毒性顯著降低。

塑料在農(nóng)業(yè)、家庭、汽車、包裝材料、玩具、電子行業(yè)等各領(lǐng)域中廣泛使用因而被大量生產(chǎn)[7]。自1990年以來，對塑料的需求量年增長率為5%[8]。60%的廢塑料被棄置在世界各地的垃圾填埋場，不到10%的廢塑料會被回收利用[9]，這存在巨大的生態(tài)環(huán)境安全隱患。廢塑料具有難降解性[10,11]，對水生和陸生動物具有很大的潛在健康風(fēng)險(xiǎn)[12]，是對環(huán)境造成“白色污染”的主要來源[13]。中國科學(xué)院城市環(huán)境研究所針對污泥熱解炭化工藝已經(jīng)開展了大量的研究，在廈門市建成了30 t/d城市污泥熱解炭化成套裝置[14-16]，對污泥生物炭中的重金屬[17]、氮磷鉀[18]等有效元素的遷移轉(zhuǎn)化進(jìn)行了深入研究[15]，所得熱解生物炭重金屬浸出毒性與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)明顯降低[19,20]。前期研究表明，污泥中灰分含量較高，有機(jī)質(zhì)含量明顯比生物質(zhì)低，熱值較低；因此，采用熱解工藝處理污泥的過程中存在能源供給不足的問題，實(shí)際應(yīng)用中需要采用添加生物質(zhì)等外源物質(zhì)來提高污泥熱值，實(shí)現(xiàn)系統(tǒng)能量供給平衡。廢塑料作為高分子材料廢棄物，熱值高、與污泥相比灰分較低，是實(shí)現(xiàn)污泥熱解能源自供良好的添加物；余廣煒等[21,22]在前期研究廢塑料與煤共焦化的基礎(chǔ)上，進(jìn)一步將城市生活垃圾廢塑料引入到污泥熱解處理領(lǐng)域，利用廢塑料來改善污泥熱解炭性能指標(biāo)的同時(shí)，發(fā)揮廢塑料高熱值的優(yōu)點(diǎn)，一方面，可望解決污泥炭化過程能源消耗大、成本高等問題；另一方面，有望實(shí)現(xiàn)廢塑料垃圾與污泥協(xié)同高附加值利用[23]。目前的研究主要集中于污泥處置過程中的能源供給問題，對于添加塑料對污泥熱解產(chǎn)物生物炭中重金屬的變化報(bào)道極少，而該部分工作對于污泥熱解終端產(chǎn)物的合理處置具有重要影響，因此,應(yīng)該得到深入研究。

鑒于50%-70%的塑料廢棄物是由聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、聚苯乙烯(PS)和聚氯乙烯(PVC)衍生的包裝材料[24]。因此，本研究選擇聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、聚苯乙烯(PS)和聚氯乙烯(PVC)這四種典型塑料代表，研究添加不同種類塑料與城市污泥混合熱解對生物炭中重金屬的影響，探究了固相產(chǎn)物中重金屬的總量、形態(tài)變化以及浸出毒性特征，并評估其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，為后續(xù)的污泥與廢塑料協(xié)同處置提供理論依據(jù)與數(shù)據(jù)積累。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)采用的污泥(SS)來自廈門市某污水處理廠的離心脫水污泥。實(shí)驗(yàn)樣品經(jīng)105 ℃恒溫烘干24 h，研磨后用100目(d=0.15 mm)的標(biāo)準(zhǔn)篩進(jìn)行篩分，用于后續(xù)實(shí)驗(yàn)，其基本性質(zhì)見表1。塑料(PE、PP、PS和PVC)來自廣東某塑膠有限公司。由表1可知，PE、PP、PS和PVC的揮發(fā)分含量都較高，分別達(dá)到99.72%、98.19%、99.15%和98.15%；塑料的熱值較高，其中，PE、PP和PS的熱值更是高達(dá)45.90、44.00和45.90 kJ/g，均大致為污泥熱值的四倍及以上，這為塑料與污泥協(xié)同處置以解決能源問題奠定基礎(chǔ)。

表 1 實(shí)驗(yàn)材料的基本性質(zhì)

a: dry basis;b: by difference

1.2 塑料與污泥混合熱解實(shí)驗(yàn)

首先將不同塑料分別與污泥按干基質(zhì)量比20%∶80%混合均勻，再稱取30 g混合物移至固定床熱解反應(yīng)器中,熱沖反應(yīng)器見圖1。

圖 1 熱解處理裝置示意圖

通入流量為20 mL/min氮?dú)?純度為99.99%)形成熱解保護(hù)氣，以10 ℃/min的速率升溫至600 ℃后恒溫30 min后完成混合熱解實(shí)驗(yàn)；反應(yīng)結(jié)束后，樣品在氮?dú)鈿夥諆?nèi)隨爐冷卻至室溫，分別得到污泥-

聚乙烯混合熱解生物炭(SSCPE)、污泥-聚丙烯混合熱解生物炭(SSCPP)、污泥-聚苯乙烯混合熱解生物炭(SSCPS)和污泥-聚氯乙烯混合熱解生物炭(SSCPVC)；將上述生物炭與同等條件100%污泥熱解得到的污泥生物炭(SSC)一起保存于密閉干燥器中，以備后續(xù)分析使用。

1.3 污泥及生物炭重金屬分析

1.3.1 重金屬總量分析

固相樣品先用混酸(HNO3-HClO4-HF=5∶5∶2)在微波消解儀(CEM-Mars, V. 194A05)進(jìn)行預(yù)處理，得到的消解液體用超純水定容后，用ICP-MS(Agilent Technologies, 7500CX, Santa, Clara, CA)對Cr、Mn、Ni、Cu、Zn、As、Cd和Pb的含量進(jìn)行檢測。

1.3.2 重金屬BCR形態(tài)分析

固相樣品的重金屬形態(tài)采用歐洲標(biāo)準(zhǔn)測試分析委員會支持的BCR連續(xù)提取法進(jìn)行樣品預(yù)處理，然后用ICP-MS進(jìn)行檢測。BCR連續(xù)提取法提取步驟見表2。

表 2 BCR順序提取步驟[25]

1.3.3 重金屬浸出毒性分析

固相樣品采用了美國環(huán)境保護(hù)局(EPA)制定的TCLP (Toxicity characteristic leaching procedure)毒性浸出法測定固相樣品中重金屬的浸出毒性，評價(jià)酸性條件下污泥及生物炭中重金屬的固化效果[26]。具體步驟如下：

樣品用研缽磨碎后放在105 ℃的恒溫干燥箱內(nèi)烘干，至樣品質(zhì)量不再發(fā)生變化即可(大約2 h)。

準(zhǔn)確稱取(1.000±0.005) g樣品置于50 mL旋蓋離心管中，加入20 mL浸提液，使得浸提液：樣品=20∶1。其中,浸取液的配制方法為5.7 mL冰醋酸用去離子水稀釋到1 L，配制好的溶液pH值為2.88±0.05。

將離心管放入溫度設(shè)為25 ℃的水浴恒溫振蕩器中，在200 r/min的頻率下往復(fù)振蕩(18±2) h。

振蕩完畢后將離心管放在轉(zhuǎn)速為8000 r/min的高速離心機(jī)中進(jìn)行固液分離10 min，離心時(shí)要保證離心管對稱放置，且質(zhì)量相等。

離心完成后取上清液過0.22 μm濾膜，經(jīng)50 mL容量瓶定容后存于4 ℃冰箱保存待測。

使用ICP-MS檢測上述配制好的待測液中重金屬含量。

1.3.4 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)指數(shù)(Potential ecological risk index，RI)用于評價(jià)污泥及污泥生物炭中重金屬潛在風(fēng)險(xiǎn)污染[27]，其計(jì)算公式如下：

Cf=Ws/Wn

(1)

Er=Tf×Cf

(2)

IR= ∑Er

(3)

式中,Ws為產(chǎn)物重金屬(F1+F2+F3)的含量；Wn為F4的含量；Tf為重金屬生物毒性響應(yīng)因子，其中,As(10)> Ni(6) >Pb(5) =Cu(5)> Cr(2)> Zn(1)= Mn(1)[6,27]；Er為單項(xiàng)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)；IR為重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)。潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)的各項(xiàng)指標(biāo)如表3所示。

表 3 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)指標(biāo)[4]

2 結(jié)果與討論

2.1 不同添加劑與污泥混合熱解對生物炭產(chǎn)率的影響

相比于污泥直接熱解所得生物炭SSC的產(chǎn)率 69.78%，添加不同塑料與污泥混合熱解所得生物炭SSCPE、SSCPP、SSCPS和SSCPVC的產(chǎn)率分別降至56.77%、62.06%、58.33%和62.91%。主要原因在于這幾種塑料皆為高分子有機(jī)物，其揮發(fā)分均高達(dá)99%以上，在熱解過程中主要以熱解氣的形式揮發(fā)，使熱解固相殘?jiān)锾慨a(chǎn)率有所降低。

圖 2 不同廢塑料與污泥混合熱解生物炭的產(chǎn)率

2.2 不同塑料與污泥混合熱解對生物炭中重金屬含量的影響

為更好地考察重金屬在生物炭中的殘留規(guī)律，本研究采用重金屬殘余率(RR)來表示不同塑料與污泥混合熱解對生物炭中重金屬的變化情況，RR的定義如公式(4)[18]所示。殘余率RR的值在0-100%，其值越高，說明重金屬在污泥生物炭中的殘余量越多，反之亦然。其中,計(jì)算公式如下[18]：

(4)

(5)

式中，RR表示重金屬在生物炭中的殘余率，C1表示污泥中重金屬的含量，mg/kg；C2表示不同條件所得污泥生物炭中重金屬的含量，mg/kg；Y表示污泥混合熱解所得生物炭的質(zhì)量收率，m1表示污泥的質(zhì)量，g；m2表示生物炭的質(zhì)量，g。

圖3為污泥和生物炭中重金屬含量。由圖3可知，SS中重金屬的含量依次為Zn > Mn > Cu> Cr> Ni>Pb>As> Cd，其中,Zn、Mn、Cu、Cr和Ni的含量較高，分別為5362.00、4356.68、2532.50、1061.25和336.75 mg/kg，而Pb、As和Cd的含量較低，分別為83.59、32.37和4.14 mg/kg。與污泥單獨(dú)熱解所得生物炭SSC相比，添加塑料PE、PP和PS與污泥混熱解所得生物炭SSCPE、SSCPP和SSCPS中的重金屬差異不大。但添加塑料PVC與污泥熱解的過程中，因?yàn)镻VC中較高的氯含量，易于污泥中的重金屬結(jié)合形成更易揮發(fā)的氯化態(tài)，從而導(dǎo)致SSCPVC中的重金屬濃度普遍低于其他生物炭。

圖 3 原料與生物炭中重金屬的含量

結(jié)合圖2與圖3的結(jié)果，分析添加不同塑料與污泥混合熱解所得生物炭中重金屬的殘余率，結(jié)果見圖4。由圖4可知， SS單獨(dú)熱解后所得SSC中Cr、Mn、Ni、Cu、As和Pb在生物炭中的殘余率均在65%以上，說明此部分重金屬熱解后絕大多數(shù)存于固相之中；而Zn和Cd的殘余率均低于50%，說明Zn和Cd在熱解過程中較易揮發(fā)[28]，在生物炭中的殘余率較小。

圖 4 生物炭中重金屬的殘余率

與SSC相比， SSCPE、SSCPP、SSCPS和SSCPVC中Cr、Mn、Ni、Zn、As和Pb的殘余率從93.91%、86.19%、75.50%、43.08%、65.37%和75.16%分別降至(84.32%、63.59%、59.43%、29.60%、52.19%和55.66%)、(81.47%、72.31%、66.11%、35.62%、48.57%和57.05%)、(82.47%、60.64%、69.37%、38.45%、48.78%和59.17%)和(64.28%、60.94%、57.85%、19.34%、31.03%和39.23)；Cd的殘余率從43.32%分別增加至62.67%、53.22%、69.32%和59.42%。上述結(jié)果表明,添加不同塑料與污泥混合熱解能夠降低Cr、Mn、Ni、Zn、As和Pb在生物炭中殘留的同時(shí)，提高Cd的殘余率。研究也發(fā)現(xiàn)，添加PE與PP能增加Cu的殘余率，而添加PS與PVC能明顯降低生物炭中Cu的殘余率。

上述現(xiàn)象的主要原因可能在于一方面塑料的揮發(fā)分含量很大，在熱解過程中揮發(fā)分大量析出，從而易將一部分重金屬從固相中逸出[29]；另一方面，添加塑料與污泥混合熱解促進(jìn)污泥中原本以氧化物、氫氧化物、硅酸鹽或不可溶鹽等形式存在的Cr、Mn、Ni、Cu、As和Pb等重金屬與其他礦相結(jié)合生成熔沸點(diǎn)更低的氯化物、硫化物等形式[30]。添加PVC混合熱解導(dǎo)致污泥中重金屬揮發(fā)的效果尤為明顯，因?yàn)镻VC中含有較大濃度的氯元素，與其他塑料相比在熱解過程中更容易與重金屬結(jié)合形成揮發(fā)性較高的氯化態(tài)[31,32]，從而導(dǎo)致SSCPVC中重金屬的殘余率低。

污泥及生物炭中重金屬的賦存形態(tài)對其環(huán)境影響和生物可利用性起到關(guān)鍵作用，所以僅將重金屬含量作為單一的考慮因素，并不能充分地反映其真實(shí)的環(huán)境影響[33,34]，本研究進(jìn)一步從重金屬賦存的形態(tài)綜合考察其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

2.3 不同塑料與污泥混合熱解對生物炭中重金屬BCR形態(tài)的影響

重金屬的危害不僅與含量有關(guān)，還與其形態(tài)密切相關(guān)[35]。目前，歐洲標(biāo)準(zhǔn)測試分析委員會支持的BCR連續(xù)提取法廣泛地應(yīng)用于污泥及生物炭中重金屬的形態(tài)研究中，其中，可交換態(tài)(F1)是吸附在顆粒表面或以碳酸鹽結(jié)合的形式存在，易受到水中離子組成變化和吸附、脫附過程的影響；可還原態(tài)(F2)是與鐵錳氧化物相結(jié)合的形態(tài)，在缺氧條件下極不穩(wěn)定；可氧化態(tài)(F3)是金屬離子與有機(jī)質(zhì)和硫化物相結(jié)合的形態(tài)；殘?jiān)鼞B(tài)(F4)則是與硅酸鹽礦物、結(jié)晶鐵鎂氧化態(tài)等結(jié)合的形態(tài)，被看成一種穩(wěn)定的重金屬形態(tài)[35-37]。其中，可交換態(tài)(F1)和可還原態(tài)(F2)屬于不穩(wěn)定態(tài)(F1+F2)，可氧化態(tài)(F3)和殘?jiān)鼞B(tài)(F4)為相對穩(wěn)定態(tài)(F3+F4)。因此，通過BCR形態(tài)分析來評價(jià)重金屬的穩(wěn)定性與安全性，結(jié)果見圖5。

由圖5可知，100%SS熱解后，SSC中重金屬形態(tài)有了顯著的變化，Cr的可氧化態(tài)(F3)的比例從51.36%降至6.81%，殘?jiān)鼞B(tài)(F4)的比例從48.64%升至93.19%； Mn、Ni、Zn和Cd的相對穩(wěn)定態(tài)(F3+F4)的比例分別從70.59%、62.43%、34.41%和44.69%升至86.99%、93.17%、64.88%和66.90%，實(shí)現(xiàn)明顯固化穩(wěn)定；Cu和As的穩(wěn)定態(tài)(F3+F4)的比例有所降低，分別從94.91%和82.40%降至92.57%和65.45%。 其中，Cu的殘?jiān)鼞B(tài)(F4)的比例從11.11 %升至16.81 %，因此，主要是可氧化態(tài)(F3)的轉(zhuǎn)化，從83.80%降至75.76%； As的可還原態(tài)(F2)從7.52%升至22.95%，所以熱解對As具有較明顯的活化作用；Pb在SS中的不穩(wěn)定態(tài)(F3+F4)比例較高，尤其是殘?jiān)鼞B(tài)F4高達(dá)98.41%，熱解對于SSC中Pb沒有明顯影響，依然以殘?jiān)鼞B(tài)為主。

與SSC相比，SSCPE中Cr的可氧化態(tài)(F3)的比例從6.81%降至3.12%，殘?jiān)鼞B(tài)(F4)的比例從93.19%升至96.88%；Ni、Cu、Zn和Cd的相對穩(wěn)定態(tài)(F3+F4)的比例有所上升，分別從93.17%、92.57%、64.88%和66.90%上升至95.00%、96.12%、74.20%和69.21%，其中，Zn的可交換態(tài)(F1)從23.80%降至15.51%；Mn、As和Pb的相對穩(wěn)定態(tài)(F3+F4)的比例略有下降，分別從86.99%、65.45%和99.42%下降至86.82%、62.36%和99.32%。

圖 5 污泥及生物炭中重金屬的形態(tài)分布

與SSC相比，SSCPP中Cr的可氧化態(tài)(F3)的比例從6.81%降至4.45%，殘?jiān)鼞B(tài)(F4)的比例從93.19%升至95.55%；Mn、Ni、Cu、Zn、As和Cd的相對穩(wěn)定態(tài)(F3+F4)的比例有所上升，分別從86.99%、93.17%、92.57%、64.88%、65.45%和66.90%上升至89.25%、94.64%、95.95%、73.37%、72.66%和71.93%；Pb的相對穩(wěn)定態(tài)(F3+F4)的比例略有下降，從99.42%下降至99.11%。

與SSC相比，SSCPS中Cr的可氧化態(tài)(F3)的比例從6.81%升至15.60%，殘?jiān)鼞B(tài)(F4)的比例從93.19%降至84.40%；Mn、Ni、Cu、Zn、As和Cd的相對穩(wěn)定態(tài)(F3+F4)的比例有所上升，分別從86.99%、93.17%、92.57%、64.88%、65.45%和66.90%上升至87.54%、94.93%、98.45%、89.11%、81.92%和90.31%；Pb的相對穩(wěn)定態(tài)(F3+F4)的比例略有下降，從99.42%下降至99.34%。

與SSC相比，SSCPVC中僅對Cr和As有一定的固化作用，Cr的殘?jiān)鼞B(tài)(F4)的比例從93.19%上升至100.00%；As的相對穩(wěn)定態(tài)(F3+F4)的比例有所上升，從65.45%上升至84.18%；但添加PVC對生物炭中其他重金屬具有較明顯的活化效果，使Mn、Ni、Cu、Zn、Cd和Pb的相對穩(wěn)定態(tài)(F3+F4)的比例有所下降，分別從86.99%、93.17%、92.57%、64.88%、66.90%和99.42%下降至69.89%、80.11%、30.32%、43.75%、51.47%和96.96%。

上述結(jié)果表明，添加PE與污泥混合熱解對Cr、Ni、Cu、Zn和Cd具有固化穩(wěn)定效果，對As有輕微的活化作用；添加PP和PS與污泥混合熱解對Mn、Ni、Cu、Zn、As和Cd具有固化穩(wěn)定效果。PE、PP和PS都是一種高分子碳?xì)渚酆衔?，在這些塑料熱解縮聚過程中，易與污泥熱解發(fā)生協(xié)同作用，污泥中可交換態(tài)和鐵錳氧化態(tài)等處于相對不穩(wěn)定狀態(tài)的重金屬會部分溶解在塑料熱解生成的流動相中，并隨著熱解聚合物的形成被重新固定在其聚合物骨架中[38]或生成更加穩(wěn)定的金屬形態(tài)[39]； 而且，污泥與塑料混合熱解促進(jìn)了其中重金屬與一些堿性物質(zhì)如CaO、MgO結(jié)合形成了更穩(wěn)定的絡(luò)合鹽[40]，從而實(shí)現(xiàn)了重金屬的固化穩(wěn)定。另一方面，PVC在低溫250 ℃以上熱解時(shí)就迅速脫氯，很容易形成自由氯和與氫結(jié)合生成HCl，而生成的自由氯和 HCl 易與重金屬反應(yīng)生成高揮發(fā)性重金屬氯化物[41]，從而促進(jìn)絕大多重金屬向不穩(wěn)定態(tài)(F1+F2)遷移，因此，添加PVC與污泥混合熱解對生物炭中重金屬表現(xiàn)出明顯的活化效果。

2.4 不同塑料與污泥混合熱解對生物炭中重金屬TCLP浸出毒性的影響

污泥及混合熱解所得生物炭中重金屬的TCLP浸出特性見表4。由表4可知， SS中Ni和Zn的浸出量相對較高，分別達(dá)到了39.50和44.76 mg/L，其中，Ni的浸出量超出了GB5085.3—2007浸出毒性鑒別標(biāo)準(zhǔn)[42]規(guī)定的限值。因此，SS直接應(yīng)用于環(huán)境中可能存在潛在的環(huán)境污染風(fēng)險(xiǎn)。污泥經(jīng)過熱解工藝處理后，SSC中Ni和Zn的浸出量分別為0.62和16.88 mg/L，其中，Ni的浸出量已經(jīng)降低至浸出毒性鑒別標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定的限值以下，在應(yīng)用時(shí)具有很低的環(huán)境安全風(fēng)險(xiǎn)。與SSC相比，添加PS與污泥混合熱解得到的SSCPS中重金屬浸出沒有明顯變化，添加PE、PP、PVC與污泥混合熱解得到的SSCPE、SSCPS與SSCPVC中，Cu和Zn的浸出量有明顯增加，但均未超出GB5085.3—2007浸出毒性鑒別標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定的限值，因此，不會帶來新的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。

表 4 污泥及生物炭中重金屬的浸出量

*: from 《dentification standards for hazardous wastes-Identification for extraction toxicity》(GB5085.3—2007)

2.5 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

為了更好地考察添加廢塑料與污泥混合熱解所得生物炭中重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，表5列出了不同生物炭重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)。由表5可知，SS中重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)較高，達(dá)到了302.84，風(fēng)險(xiǎn)程度屬于較高水平。SS中Cd的風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)達(dá)到131.82，屬于較高風(fēng)險(xiǎn)水平；Cr和Ni的風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)分別都達(dá)到51.88和67.05，屬于中等風(fēng)險(xiǎn)水平。SS單獨(dú)熱解所得SSC整體潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)從302.84降至107.86，降低了64.39%，屬于輕微水平。添加PE、PP、PS和PVC與污泥混合熱解得到的SSCPE、SSCPP、SSCPS和SSCPVC，整體潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)進(jìn)一步降至81.27、92.73、105.27和71.48，分別降低了73.16%、69.38%、65.24%和76.39%，生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)從中等風(fēng)險(xiǎn)水平明顯地降低至輕微風(fēng)險(xiǎn)水平。綜上所述，相比于污泥直接熱解，加入PE、PP、PS和PVC混合熱解可進(jìn)一步降低了熱解產(chǎn)物生物炭的整體潛在風(fēng)險(xiǎn)程度，這也為污泥與廢塑料協(xié)同處置提供了良好的理論支撐。

表 5 污泥及生物炭中重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)與指數(shù)

3 結(jié) 論

SS中重金屬的含量依次為Zn > Mn > Cu > Cr > Ni > Pb > As > Cd。添加不同塑料與污泥混合熱解能夠降低Cr、Mn、Ni、Zn、As和Pb在生物炭中殘留的同時(shí)，提高Cd的殘余率。

添加不同塑料與污泥混合熱解對不同重金屬遷移的影響效果有較大差異。添加PE與污泥混合熱解對Cr、Ni、Cu、Zn和Cd具有明顯固化穩(wěn)定效果；添加PP和PS與污泥混合熱解對Mn、Ni、Cu、Zn、As和Cd具有明顯固化穩(wěn)定效果，SSCPVC中僅對Cr和As有一定的固化作用，對其他重金屬具有較明顯的活化效果，這與PVC中含氯基團(tuán)密切相關(guān)。

添加四種塑料與污泥混合熱解得到生物炭中重金屬浸出均未超出GB5085.3—2007浸出毒性鑒別標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定的限值，整體潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)進(jìn)一步降低，生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)從中等風(fēng)險(xiǎn)水平明顯地降低至輕微風(fēng)險(xiǎn)水平，這也為污泥與廢塑料協(xié)同安全處置提供了良好的理論支撐。