危險廢物毒性鑒別指標體系研究
摘要: 介紹了美國、歐盟和日本等國家和地區危險廢物毒性特性的定義及其鑒別指標體系, 通過與我國現行鑒別指標的比較研究, 分析了我國定義毒性特性存在的問題, 提出了我國危險廢物毒性特性鑒別指標的環境保護目標和修改建議。
關鍵詞:危險廢物;危險特性;毒性物質含量;浸出毒性
依據固體法,危險廢物(HW) 是指列入名錄或者根據國家規定的HW鑒別標準和鑒別方法認定的具有危險特性的固體廢物。HW引起危害主要是由于具有危險特性, 與環境安全有關的危險特性: 腐蝕性、爆炸性、易燃性、反應性; 與人體健康有關的危險特性:致癌性、致畸變性、突變性、傳染性、刺激性、毒性、放射性。HW可以包括固態(如殘渣) 、半固態(如乳化液廢物) 、液體(如廢酸廢堿) 及具有外包裝的氣體等[1 - 3 ]。
隨著我國經濟的快速發展、產業結構的多元化, 固體廢物、HW的產生量也越來越大[4 ]。據統計, 2004 年, 全國工業固體廢物產生量為12 億t ,比上年增加20 % , 工業HW產生量963 萬t [5 ] , 并且每年還有數十萬t 醫療廢物產生, 另外商業服務活動和居民生活也產生大量的HW。因此對HW進行有效管理成了環境保護工作的一項重點和難點。目前,中國已經陸續頒布了一系列的HW鑒別標準,但是由于研究基礎過于薄弱,已經制定的法規、標準、規范由于缺乏相應的技術支撐, 實施的具體情況表明, 存在各種缺陷, 可操作性較差, 遠遠無法滿足HW環境管理的需要。
1 國外毒性鑒別指標
1. 1 《巴塞爾公約》
聯合國環境規劃署于1989 年通過了《控制危險廢物越境轉移及其處置巴塞爾公約》(以下簡稱《巴塞爾公約》) , 并于1992 年生效, 中國為簽署國之一。公約內容包括管理對象、范圍、定義和一般義務, 締約國之間HW越境轉移的管理、非法運輸的管制、締約方的合作和解決爭端的辦法等。《巴塞爾公約》在附件一、二中規定了HW類別, 在附件三“危險特性的等級”中規定了14 類不同性質的HW特性,如爆炸物、易燃液體、有機過氧化物、反應性、毒性、傳染性、腐蝕性、生態毒性等, 并對各種特性進行了定義, 除規定易燃性液態廢物閃點外, 對毒性、腐蝕性特性等沒有制定鑒別指標[6 ]。
1. 2 美國
美國環保署(US - EPA) 物通過HW名錄或是危險特性鑒別確定HW, 其中特性鑒別確定的HW占總量的70 % , US - EPA 將危險特性分為以下4類[7 ] :易燃性、腐蝕性、反應性和毒性特性( TC) ,定義危險特性為一部分列入名錄的固體廢物提供依據,也可以鑒別未列入名錄之內、但可能是HW的固體廢物。為了縮小HW的鑒別范圍,避免過大的管理成本, US - EPA 制定了兩條原則鑒別確定危險特性[8 ] :
(1) 反映HW的定義, 這種固體廢物可能是:
①造成或很可能導致高死亡率、嚴重疾病; ②在處理、貯存、運輸、處置或其他管理過程中由于不適當的處理處置對人體健康或生態環境造成極大的危害或風險。
(2) 以上特性能夠: ①有合適和標準的測試分析方法; ②由廢物產生者或管理者通過相關專業知識和經驗進行判斷。
US - EPA 制定的TC 環境保護目標為地下水, 浸出方法通過采用毒性特征浸出程序( TCLP) 。TC的制定是為了減輕由于有毒廢物毒性組分釋放到地下水介質中, 通過慢性暴露途徑而對人體健康產生的危害。填埋占全美HW處置量的60 %以上, US - EPA 經過長期研究表明, 填埋處置滲濾出的污染物對地下水產生污染, 是廢物毒性組分釋放到環境中的最主要的途徑。US -EPA 之所以將地下水作為廢物處理單元中的滲出物鑒定的重點考察對象, 是因為填埋場90 %以上的滲出物、地表構筑物98 %以上的滲出物都涉及到對地下水的污染。并且US - EPA 將地下水作為重點的環境保護對象, 主要是考慮到美國幾乎50 %的人口都將地下水作為飲用水來源; 95 %以上的農村居民都靠地下水作為飲用水源;全美100座大城市中34 %依靠地下水作為飲用水和工業水源。
US - EPA 最初使用浸出程序( EP) 來鑒別HW的毒性特征, 模擬的是廢物不適當處置導致污染組分長期暴露遷移的過程。確定的14 種浸出毒性物質為初級飲用水質量標準中規定的項目, 依據浸出模擬的特點, 標準值的制定考慮到乘以稀釋衰減系數(DAF) 。1986 年,美國EPA 改進了滲濾程序, 制定了TCLP 來替代EP 作為TC的鑒別方法,并于1990 年開始使用, 其主要改動為增加了EP難以測定的揮發性、半揮發性有機物和殺蟲劑,共40 種。TCLP 的浸取項目選擇與EP 完全不同,其采用大規模案例調查的方式進行確定, 更契合美國污染現狀, 具有較強的科學性和可操作性。TCLP從固體廢物的行業來源、處理處置方式、污染途徑等方面考慮, 以案例調查的研究方式說明廢物在處理處置單元中所釋放危害組分、釋放頻率和污染對象和污染水平,研究結果作為確立TCLP 項目的依據。
1. 3 歐盟
歐盟環境署( EU- EEA) 定義的HW是指: 列入HW名錄( EWC/ HWL) 同時表現91/ 689/ EEC 中的一種或多種危險特性、并超出相應的鑒別標準的固體廢物[9 ]。
EU - EEA 考慮到在正常處理和使用危險品的過程中可能遇到的危險, 主要通過風險與安全評價, 提出以下14 種危險特性類別, 主要包括易燃性、反應性、腐蝕性、有害、有毒、劇毒和致癌性、致畸性及致突變性(以下簡稱“三致”) 、生態毒性等等。依據指令2000/ 532/ EEC , 對于上述部分危險特性制定了鑒別指標:
(1) 易燃性:閃點< 55°C。
(2) 腐蝕性: 致使嚴重燒傷, 含量為≥1 %; 致使燒傷,含量為≥5 %。
(3) 急性毒性: 劇毒、有毒和有害性物質規定的總含量分別為≥0. 1 %、≥3 %和≥25 %。
(4)“三致”毒性:致癌、致突變、致畸性物質規定的總含量分別為≥0. 1 %、≥0. 1 %、≥0. 5 %。
在歐盟指令94/ 904/ EEC 中明確規定了毒性物質鑒別標準值的制定原則, 標準值的制定綜合考慮了毒性物質的風險與安全評價, 具體的方法學如下:
(1) 確定毒性物質的危險特性, 即對毒性物質進行危險性評估。通過毒理數據具體說明這些物質引起過敏、“三致”、對水體環境的毒害等危險特性。
(2) 確定HW的暴露途徑。假設廢物通過某種暴露途徑造成嚴重的傷害, 急性和“三致”毒性物質考慮的暴露途徑主要是經口、皮膚接觸和吸入。
(3) 急性危害(短期暴露產生的即時或延遲的負面影響) 和長期毒性試驗, 試驗方法在指令67/548/ EEC附錄Ⅴ- 物理化學特性、毒性和生態毒性試驗方法中作了明確規定。長期毒性試驗重點考察的是“三致”毒性物質, 這些物質一般要經過1～5年的毒性試驗, 并在隨后進一步評估其對人體健康和環境的影響。通過以上風險評估和急性危害/ 長期毒性試驗, 歐盟確定了各種物質在表現劇毒、有毒、有害和“三致”等危害特性時的最低含量。
1. 4 日本
日本對于廢物的毒性危險特性評估通過浸出毒性鑒別, 其是根據廢物的最終處置方法進行分類的,共分為產業廢物填埋處置鑒別標準、產業廢物投海處置鑒別標準、特別管理產業廢物填埋處置鑒別標準三大類, 在這些標準中規定了汞和有機磷等33 類重金屬和有毒有機物的浸出濃度判定指標[10 - 11 ]。所有的鑒定方法根據處置方式采用不同的浸出液進行有害物質測定。填埋處置的廢物檢定采用pH值為5. 8～6. 3 的微酸性水溶液進行浸取,保護目標為地下水;而投海處置則采用純水進行浸取,保護目標為海洋。另外日本還制定了含油廢物、含PCBs 廢物的判定基準及入場基準。
2 中國毒性鑒別指標現狀分析
我國采用特性鑒別法判別HW的工作起步較晚, 直至1996 年才制定了腐蝕性和毒性鑒別的國家標準。相比較發達國家而言,無論從鑒別標準覆蓋的范圍, 還是從鑒別指標本身都還存在一些不足,需要進一步完善,主要表現在:
其一, HW的種類較多, 性質復雜, 從目前的實驗檢測水平、HW管理的實用性, 以及參考歐美等國家HW鑒別的經驗, 我國HW的鑒別指標除腐蝕性和毒性鑒別外, 還應包括易燃性和反應性(含爆炸性) 鑒別標準。
其二, 對于急性毒性初篩, 該方法規定: 用蒸餾水1 ∶1 浸出,用浸出液對小白鼠(或大白鼠) 經口服灌胃, 經過48 h , 死亡超過半數者, 則該廢物是具有急性毒性的HW。現行標準存在的主要問題在于:
(1) 可操作性差。管理實踐表明,限于實驗條件和分析時間上的限制, 地方環境保護主管部門和企業一般較少采用這種鑒別指標;
(2) 無法評估廢物的長期毒性效應, 如致癌性、致畸性、致突變性;
(3) 無法檢測非水溶性HW的急性毒性;
(4) 待鑒別廢物中含有的毒性物質不明確,缺乏分級管理目標。
(5) 急性毒性初篩可作為毒性物質列表的制定依據,但不宜作為HW的鑒別標準。低于初篩的水平不能說明該種物質不具有毒性, 長期大量的毒理學試驗才能說明問題。
其三,浸出毒性的制定存在較大的問題,首先缺乏完整的理論基礎, 浸出毒性方法借鑒了日本等國家的標準方法, 沒有明確地闡明固體廢物鑒別目的以及與之適應的處置方式, 缺乏明確的環境保護目標, 所以鑒別缺乏說服力; 再者, 浸出項目不全,目前鑒別項目主要以無機重金屬為主,而有機物的鑒別標準還沒有制定;另外,制定有關標準值不科學。
3 毒性鑒別指標的修改建議
3. 1 毒性物質含量鑒別
針對急性毒性初篩鑒別指標存在的問題, 建議制定毒性物質含量鑒別指標。《巴塞爾公約》規定的H11(延遲或慢性毒性) 和H6. 1 急性毒性,歐盟通過采用化學物質含量鑒別標準來評估這種特性,例如奧地利采用了歐盟的含量鑒別標準,其中的毒性物質參照本國化學品管理條例中列出的毒性物質分類。
毒性物質含量考慮的主要是經口暴露途徑,保護目標為直接接觸HW的工作人員, 可以鑒別比較明確廢物中的毒性物質的固體廢物類別, 評估廢物的急性毒性和“三致”毒性。依據毒性物質的危害特征,可參考歐盟的研究的成果[9 ] ,制定不同的含量指標- 即劇毒性、有毒性、致癌性、致畸性和致突變性含量鑒別指標, 見表1 , 并明確毒性物質的分析方法, 該指標還可以鑒別不同物理形態的廢物類別。
|
表1 毒性物質含量鑒別指標
|
該毒性物質含量鑒別指標的特點:
(1) 依據廢物產生特點和工藝來源,通過實際管理經驗能明確廢物中的毒性物質類別, 則測算其中含量的范圍, 并依據毒性物質分級指標和含量標準直接判斷是否屬于HW。
(2) 參考歐盟“HW毒性物質含量鑒別指標”的方法學, 即制定含量鑒別指標和相應毒性物質列表, 這些物質為已明確的急性或“三致”毒性物質,并可通過分析方法確定其在廢物中的含量。
(3) 明確了毒性物質種類, 針對性強, 有相應分級管理指標。
3. 2 浸出毒性
《巴塞爾公約》定義的危險特性H13“經處置后能以任何方式產生具有上列任何特性的另一種物質,如滲濾液”[6 ] ,這種特性可以解釋為:某一特定廢物如果處理不當,有可能引起對環境的危害,在此情況下, 可以視為HW。對于這種特性, 一些締約方采用的浸漏液檢驗程序有意模擬某一廢物危害人類健康和環境的潛力, 假定給廢物不經過適當處理即予以棄置, 或者放到一個為監控措施的填埋場或水域來處理, 這種處置即構成對產生危險性浸漏液的廢物可能的最壞的情況假設, 從而預計,假如這些廢物不以適當方式加以控制,將會產生什么樣的后果。目前加拿大使用浸漏液毒性標準檢驗H13 的方法。這種檢驗方法與TCLP比較相似, 都是通過模擬不利場景來評估廢物中毒性物質含量。在中國,同樣制定了浸出毒性來評估H13 這種特性, 浸出方法同時參考了TCLP 和日本的方法, 但是缺乏完整的理論依據, 項目不全。因此對浸出毒性須從理論基礎和實際操作上進行改進。浸出毒性本身不是HW的危險特性,而是作為廢物毒性危險特性的鑒別方法, 浸出毒性可以是表現急性、慢性危害,通常其鑒別以保護地下水為目標來間接保護人類健康和生態環境。
各國對于浸出毒性鑒別指標的制定都有所不同, 主要是從建立的理論基礎和實際操作兩個方面來考慮。各國浸出毒性保護的目標普遍為地下水, 這與HW的處置方式有關, 因為相當數量的HW都是通過填埋進行處置。
綜合考慮中國HW產生及污染現狀、貯存和處置量及方式[12 - 13 ] , 酸性降水及酸雨頻率對此影響情況[14 ] ,將地下水作為環境保護目標,建議確定浸出毒性的浸取方法為: 通過模擬工業固體廢物填埋場進行不規范填埋處置并受酸雨影響條件下, 由于有毒物質浸出向地下滲濾造成對地下水的污染, 來確定固體廢物填埋處置所浸出的毒性物質含量。以此確定該固體廢物是否表現毒性特性,并判斷其是否按HW管理。通過該模擬途徑確定主要參數為液固比、浸取劑pH值和類型。主要是考慮一種不利條件:即由于重工業、燃煤造成的酸沉降對工業固體廢物不規范填埋處置的影響。
4 結論與建議
4. 1 結論
(1) 針對急性毒性初篩鑒別指標存在的問題,建議采用毒性物質含量鑒別指標,制定急性和“三致”毒性物質含量指標。該鑒別指標模擬毒性HW的直接經口暴露途徑對人體健康產生的危害。
(2) 建立浸出毒性理論基礎,通過模擬工業固體廢物填埋場進行不規范填埋處置并受酸雨影響條件下, 由于有毒物質浸出向地下滲濾造成對地下水的污染, 來確定廢物填埋處置所浸出的毒性物質含量。保護目標為地下水。
4. 2 建議
浸出毒性方法學上參考了US - EPA 的研究成果,并考慮了中國的實際情況,具有較強的科學性和可操作性。但是,在浸出項目和標準值的選取和制定上,應該進行實地調查,在明確中國廢物管理方式、特性類型、污染特征和途徑基礎上提出。
建議在今后的研究過程中, 開展工業固體廢物管理方式、污染特性和途徑研究,研究成果將成為制定浸出毒性項目和標準值的重要依據。
目前各國將廢物對生態環境造成的毒性危害定義為生態毒性,《巴塞爾公約》、EU- EEA 和南非等國家和地區都對生態毒性有定義。但是缺乏鑒別指標。由于我國有關廢物生態毒性的基礎研究尚不夠深入, 如缺乏生態毒性物質毒理數據和廢物污染特征研究, 并存在鑒別過程中試驗驗證的問題,今后應在這一方面開展研究。
參考文獻:
[ 1]趙由才. HW處理技術[M] . 北京:化工出版社,2003 ,13～14.
[ 2]邵春巖,孫俊. HW的法規管理現狀及初步分析[J ] . 環境保護科學,2000 , (5) :1～3.
[ 3] 何艷明, 聶永豐. 我國HW管理現狀及發展趨勢[J ] . 環境污染治理技術與設備,2002 ,3(6) :90～93.
[ 4] 李金惠. HW管理與處理處置技術[M] . 北京: 化學工業出版社,2003 ,1～2.
[ 5] 國家環境保護總局. 2004 年中國環境狀況公報[ S] . 2004 年中國環境統計年鑒. 北京.
[ 6] 巴塞爾公約.《控制HW越境轉移及其處置巴塞爾公約》(中文) . www. basel . int ,1989.
[ 7]RCRA 40 CFR Subtitle Part C . Waste Determination Procedures[M]. 1980 ,264. 1083～265. 1084.
[ 8] U. S. A , Environment Protection Agency Office of Solid Waste. Haz2 ardous Waste Characteristics Scoping Study[M] . U. S. A: Washington ,DC, Nov 15 , 1996. 3. 1～3. 6.
[ 9]Commissionof the EuropeanCommunities. Report fromthe commissionto the council and the European Parliamenton the implementationof community waste legislation: Directive 67/ 548/ EECon dangerous chemical , Directive 75/ 442/ EEConWaste , Directive 76/ 769/ EECon Hazardous Substances ,Directive 91/ 689/ Eec on HazardousWaste , andDirective 8Directive 2000/532/ EECon HazardousWaste catalogue. www. eea. eu. int , 2004 ,Brussels.
[ 10] 田中勝. 日、美及歐盟的產業廢棄物處理—各國制度實際[M] . 國立工業衛生院(廢棄物工學部) . 日本: 產業廢棄物處理事業振興財團,1996 ,15～18.
[ 11] (日) 廢棄物學會編,金東振等譯. 廢棄物手冊[M] ,物學出版社. 北京,2004.
[ 12] 胡秀榮. 中國HW處理處置技術現狀和結構分析[J ] . 世界地質,2001 ,20(1) :62～65.
[ 13] 劉志全、李金惠、聶永豐. 中國HW污染防治技術路線和政策[J ] . 中國環保產業,2000 ,12.
[14]國家氣象中心.中國降水年冊(1991～2002) [S].國家氣象中心.北京.
使用微信“掃一掃”功能添加“谷騰環保網”
