摘要: 介紹了美國、歐盟和日本等國家和地區(qū)危險廢物毒性特性的定義及其鑒別指標(biāo)體系, 通過與我國現(xiàn)行鑒別指標(biāo)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(biāo)的環(huán)境保護(hù)目標(biāo)和修改建議。

關(guān)鍵詞:危險廢物;危險特性;毒性物質(zhì)含量;浸出毒性

依據(jù)固體法,危險廢物(HW) 是指列入名錄或者根據(jù)國家規(guī)定的HW鑒別標(biāo)準(zhǔn)和鑒別方法認(rèn)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(huán)境安全有關(guān)的危險特性: 腐蝕性、爆炸性、易燃性、反應(yīng)性; 與人體健康有關(guān)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(tài)(如殘渣) 、半固態(tài)(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(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展、產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)的多元化, 固體廢物、HW的產(chǎn)生量也越來越大[4 ]。據(jù)統(tǒng)計, 2004 年, 全國工業(yè)固體廢物產(chǎn)生量為12 億t ,比上年增加20 % , 工業(yè)HW產(chǎn)生量963 萬t [5 ] , 并且每年還有數(shù)十萬t 醫(yī)療廢物產(chǎn)生, 另外商業(yè)服務(wù)活動和居民生活也產(chǎn)生大量的HW。因此對HW進(jìn)行有效管理成了環(huán)境保護(hù)工作的一項重點和難點。目前,中國已經(jīng)陸續(xù)頒布了一系列的HW鑒別標(biāo)準(zhǔn),但是由于研究基礎(chǔ)過于薄弱,已經(jīng)制定的法規(guī)、標(biāo)準(zhǔn)、規(guī)范由于缺乏相應(yīng)的技術(shù)支撐, 實施的具體情況表明, 存在各種缺陷, 可操作性較差, 遠(yuǎn)遠(yuǎn)無法滿足HW環(huán)境管理的需要。

1 國外毒性鑒別指標(biāo)

1. 1 《巴塞爾公約》

聯(lián)合國環(huán)境規(guī)劃署于1989 年通過了《控制危險廢物越境轉(zhuǎn)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(nèi)容包括管理對象、范圍、定義和一般義務(wù), 締約國之間HW越境轉(zhuǎn)移的管理、非法運(yùn)輸?shù)墓苤?、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(guī)定了HW類別, 在附件三“危險特性的等級”中規(guī)定了14 類不同性質(zhì)的HW特性,如爆炸物、易燃液體、有機(jī)過氧化物、反應(yīng)性、毒性、傳染性、腐蝕性、生態(tài)毒性等, 并對各種特性進(jìn)行了定義, 除規(guī)定易燃性液態(tài)廢物閃點外, 對毒性、腐蝕性特性等沒有制定鑒別指標(biāo)[6 ]。

1. 2 美國

美國環(huán)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(yīng)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(jù),也可以鑒別未列入名錄之內(nèi)、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(dǎo)致高死亡率、嚴(yán)重疾病; ②在處理、貯存、運(yùn)輸、處置或其他管理過程中由于不適當(dāng)?shù)奶幚硖幹脤θ梭w健康或生態(tài)環(huán)境造成極大的危害或風(fēng)險。

(2) 以上特性能夠: ①有合適和標(biāo)準(zhǔn)的測試分析方法; ②由廢物產(chǎn)生者或管理者通過相關(guān)專業(yè)知識和經(jīng)驗進(jìn)行判斷。

US - EPA 制定的TC 環(huán)境保護(hù)目標(biāo)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(zhì)中, 通過慢性暴露途徑而對人體健康產(chǎn)生的危害。填埋占全美HW處置量的60 %以上, US - EPA 經(jīng)過長期研究表明, 填埋處置滲濾出的污染物對地下水產(chǎn)生污染, 是廢物毒性組分釋放到環(huán)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(gòu)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(huán)境保護(hù)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(nóng)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(yè)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(dāng)處置導(dǎo)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(zhì)為初級飲用水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中規(guī)定的項目, 依據(jù)浸出模擬的特點, 標(biāo)準(zhǔn)值的制定考慮到乘以稀釋衰減系數(shù)(DAF) 。1986 年,美國EPA 改進(jìn)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(fā)性、半揮發(fā)性有機(jī)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(guī)模案例調(diào)查的方式進(jìn)行確定, 更契合美國污染現(xiàn)狀, 具有較強(qiáng)的科學(xué)性和可操作性。TCLP從固體廢物的行業(yè)來源、處理處置方式、污染途徑等方面考慮, 以案例調(diào)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(jié)果作為確立TCLP 項目的依據(jù)。

1. 3 歐盟

歐盟環(huán)境署( EU- EEA) 定義的HW是指: 列入HW名錄( EWC/ HWL) 同時表現(xiàn)91/ 689/ EEC 中的一種或多種危險特性、并超出相應(yīng)的鑒別標(biāo)準(zhǔn)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(fēng)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(yīng)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(tài)毒性等等。依據(jù)指令2000/ 532/ EEC , 對于上述部分危險特性制定了鑒別指標(biāo):

(1) 易燃性:閃點< 55°C。

(2) 腐蝕性: 致使嚴(yán)重?zé)齻? 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(zhì)規(guī)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(zhì)規(guī)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(guī)定了毒性物質(zhì)鑒別標(biāo)準(zhǔn)值的制定原則, 標(biāo)準(zhǔn)值的制定綜合考慮了毒性物質(zhì)的風(fēng)險與安全評價, 具體的方法學(xué)如下:

(1) 確定毒性物質(zhì)的危險特性, 即對毒性物質(zhì)進(jìn)行危險性評估。通過毒理數(shù)據(jù)具體說明這些物質(zhì)引起過敏、“三致”、對水體環(huán)境的毒害等危險特性。

(2) 確定HW的暴露途徑。假設(shè)廢物通過某種暴露途徑造成嚴(yán)重的傷害, 急性和“三致”毒性物質(zhì)考慮的暴露途徑主要是經(jīng)口、皮膚接觸和吸入。

(3) 急性危害(短期暴露產(chǎn)生的即時或延遲的負(fù)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(xué)特性、毒性和生態(tài)毒性試驗方法中作了明確規(guī)定。長期毒性試驗重點考察的是“三致”毒性物質(zhì), 這些物質(zhì)一般要經(jīng)過1～5年的毒性試驗, 并在隨后進(jìn)一步評估其對人體健康和環(huán)境的影響。通過以上風(fēng)險評估和急性危害/ 長期毒性試驗, 歐盟確定了各種物質(zhì)在表現(xiàn)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(jù)廢物的最終處置方法進(jìn)行分類的,共分為產(chǎn)業(yè)廢物填埋處置鑒別標(biāo)準(zhǔn)、產(chǎn)業(yè)廢物投海處置鑒別標(biāo)準(zhǔn)、特別管理產(chǎn)業(yè)廢物填埋處置鑒別標(biāo)準(zhǔn)三大類, 在這些標(biāo)準(zhǔn)中規(guī)定了汞和有機(jī)磷等33 類重金屬和有毒有機(jī)物的浸出濃度判定指標(biāo)[10 - 11 ]。所有的鑒定方法根據(jù)處置方式采用不同的浸出液進(jìn)行有害物質(zhì)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(jìn)行浸取,保護(hù)目標(biāo)為地下水;而投海處置則采用純水進(jìn)行浸取,保護(hù)目標(biāo)為海洋。另外日本還制定了含油廢物、含PCBs 廢物的判定基準(zhǔn)及入場基準(zhǔn)。

2 中國毒性鑒別指標(biāo)現(xiàn)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(biāo)準(zhǔn)。相比較發(fā)達(dá)國家而言,無論從鑒別標(biāo)準(zhǔn)覆蓋的范圍, 還是從鑒別指標(biāo)本身都還存在一些不足,需要進(jìn)一步完善,主要表現(xiàn)在:

其一, HW的種類較多, 性質(zhì)復(fù)雜, 從目前的實驗檢測水平、HW管理的實用性, 以及參考?xì)W美等國家HW鑒別的經(jīng)驗, 我國HW的鑒別指標(biāo)除腐蝕性和毒性鑒別外, 還應(yīng)包括易燃性和反應(yīng)性(含爆炸性) 鑒別標(biāo)準(zhǔn)。

其二, 對于急性毒性初篩, 該方法規(guī)定: 用蒸餾水1 ∶1 浸出,用浸出液對小白鼠(或大白鼠) 經(jīng)口服灌胃, 經(jīng)過48 h , 死亡超過半數(shù)者, 則該廢物是具有急性毒性的HW?，F(xiàn)行標(biāo)準(zhǔn)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(huán)境保護(hù)主管部門和企業(yè)一般較少采用這種鑒別指標(biāo);

(2) 無法評估廢物的長期毒性效應(yīng), 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(zhì)不明確,缺乏分級管理目標(biāo)。

(5) 急性毒性初篩可作為毒性物質(zhì)列表的制定依據(jù),但不宜作為HW的鑒別標(biāo)準(zhǔn)。低于初篩的水平不能說明該種物質(zhì)不具有毒性, 長期大量的毒理學(xué)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(chǔ), 浸出毒性方法借鑒了日本等國家的標(biāo)準(zhǔn)方法, 沒有明確地闡明固體廢物鑒別目的以及與之適應(yīng)的處置方式, 缺乏明確的環(huán)境保護(hù)目標(biāo), 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(jī)重金屬為主,而有機(jī)物的鑒別標(biāo)準(zhǔn)還沒有制定;另外,制定有關(guān)標(biāo)準(zhǔn)值不科學(xué)。

3 毒性鑒別指標(biāo)的修改建議

3. 1 毒性物質(zhì)含量鑒別

針對急性毒性初篩鑒別指標(biāo)存在的問題, 建議制定毒性物質(zhì)含量鑒別指標(biāo)。《巴塞爾公約》規(guī)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(xué)物質(zhì)含量鑒別標(biāo)準(zhǔn)來評估這種特性,例如奧地利采用了歐盟的含量鑒別標(biāo)準(zhǔn),其中的毒性物質(zhì)參照本國化學(xué)品管理條例中列出的毒性物質(zhì)分類。

毒性物質(zhì)含量考慮的主要是經(jīng)口暴露途徑,保護(hù)目標(biāo)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(zhì)的固體廢物類別, 評估廢物的急性毒性和“三致”毒性。依據(jù)毒性物質(zhì)的危害特征,可參考?xì)W盟的研究的成果[9 ] ,制定不同的含量指標(biāo)- 即劇毒性、有毒性、致癌性、致畸性和致突變性含量鑒別指標(biāo), 見表1 , 并明確毒性物質(zhì)的分析方法, 該指標(biāo)還可以鑒別不同物理形態(tài)的廢物類別。

該毒性物質(zhì)含量鑒別指標(biāo)的特點:

(1) 依據(jù)廢物產(chǎn)生特點和工藝來源,通過實際管理經(jīng)驗?zāi)苊鞔_廢物中的毒性物質(zhì)類別, 則測算其中含量的范圍, 并依據(jù)毒性物質(zhì)分級指標(biāo)和含量標(biāo)準(zhǔn)直接判斷是否屬于HW。

(2) 參考?xì)W盟“HW毒性物質(zhì)含量鑒別指標(biāo)”的方法學(xué), 即制定含量鑒別指標(biāo)和相應(yīng)毒性物質(zhì)列表, 這些物質(zhì)為已明確的急性或“三致”毒性物質(zhì),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(zhì)種類, 針對性強(qiáng), 有相應(yīng)分級管理指標(biāo)。

3. 2 浸出毒性

《巴塞爾公約》定義的危險特性H13“經(jīng)處置后能以任何方式產(chǎn)生具有上列任何特性的另一種物質(zhì),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(dāng),有可能引起對環(huán)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(huán)境的潛力, 假定給廢物不經(jīng)過適當(dāng)處理即予以棄置, 或者放到一個為監(jiān)控措施的填埋場或水域來處理, 這種處置即構(gòu)成對產(chǎn)生危險性浸漏液的廢物可能的最壞的情況假設(shè), 從而預(yù)計,假如這些廢物不以適當(dāng)方式加以控制,將會產(chǎn)生什么樣的后果。目前加拿大使用浸漏液毒性標(biāo)準(zhǔn)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(zhì)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(jù), 項目不全。因此對浸出毒性須從理論基礎(chǔ)和實際操作上進(jìn)行改進(jìn)。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(xiàn)急性、慢性危害,通常其鑒別以保護(hù)地下水為目標(biāo)來間接保護(hù)人類健康和生態(tài)環(huán)境。

各國對于浸出毒性鑒別指標(biāo)的制定都有所不同, 主要是從建立的理論基礎(chǔ)和實際操作兩個方面來考慮。各國浸出毒性保護(hù)的目標(biāo)普遍為地下水, 這與HW的處置方式有關(guān), 因為相當(dāng)數(shù)量的HW都是通過填埋進(jìn)行處置。

綜合考慮中國HW產(chǎn)生及污染現(xiàn)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(huán)境保護(hù)目標(biāo),建議確定浸出毒性的浸取方法為: 通過模擬工業(yè)固體廢物填埋場進(jìn)行不規(guī)范填埋處置并受酸雨影響條件下, 由于有毒物質(zhì)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(zhì)含量。以此確定該固體廢物是否表現(xiàn)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(shù)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(yè)、燃煤造成的酸沉降對工業(yè)固體廢物不規(guī)范填埋處置的影響。

4 結(jié)論與建議

4. 1 結(jié)論

(1) 針對急性毒性初篩鑒別指標(biāo)存在的問題,建議采用毒性物質(zhì)含量鑒別指標(biāo),制定急性和“三致”毒性物質(zhì)含量指標(biāo)。該鑒別指標(biāo)模擬毒性HW的直接經(jīng)口暴露途徑對人體健康產(chǎn)生的危害。

(2) 建立浸出毒性理論基礎(chǔ),通過模擬工業(yè)固體廢物填埋場進(jìn)行不規(guī)范填埋處置并受酸雨影響條件下, 由于有毒物質(zhì)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(zhì)含量。保護(hù)目標(biāo)為地下水。

4. 2 建議

浸出毒性方法學(xué)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(qiáng)的科學(xué)性和可操作性。但是,在浸出項目和標(biāo)準(zhǔn)值的選取和制定上,應(yīng)該進(jìn)行實地調(diào)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(chǔ)上提出。

建議在今后的研究過程中, 開展工業(yè)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(biāo)準(zhǔn)值的重要依據(jù)。

目前各國將廢物對生態(tài)環(huán)境造成的毒性危害定義為生態(tài)毒性,《巴塞爾公約》、EU- EEA 和南非等國家和地區(qū)都對生態(tài)毒性有定義。但是缺乏鑒別指標(biāo)。由于我國有關(guān)廢物生態(tài)毒性的基礎(chǔ)研究尚不夠深入, 如缺乏生態(tài)毒性物質(zhì)毒理數(shù)據(jù)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(yīng)在這一方面開展研究。

參考文獻(xiàn):

[ 1]趙由才. HW處理技術(shù)[M] . 北京:化工出版社,2003 ,13～14.
[ 2]邵春巖,孫俊. HW的法規(guī)管理現(xiàn)狀及初步分析[J ] . 環(huán)境保護(hù)科學(xué),2000 , (5) :1～3.
[ 3] 何艷明, 聶永豐. 我國HW管理現(xiàn)狀及發(fā)展趨勢[J ] . 環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備,2002 ,3(6) :90～93.
[ 4] 李金惠. HW管理與處理處置技術(shù)[M] . 北京: 化學(xué)工業(yè)出版社,2003 ,1～2.
[ 5] 國家環(huán)境保護(hù)總局. 2004 年中國環(huán)境狀況公報[ S] . 2004 年中國環(huán)境統(tǒng)計年鑒. 北京.
[ 6] 巴塞爾公約.《控制HW越境轉(zhuǎn)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(chǎn)業(yè)廢棄物處理—各國制度實際[M] . 國立工業(yè)衛(wèi)生院(廢棄物工學(xué)部) . 日本: 產(chǎn)業(yè)廢棄物處理事業(yè)振興財團(tuán),1996 ,15～18.
[ 11] (日) 廢棄物學(xué)會編,金東振等譯. 廢棄物手冊[M] ,物學(xué)出版社. 北京,2004.
[ 12] 胡秀榮. 中國HW處理處置技術(shù)現(xiàn)狀和結(jié)構(gòu)分析[J ] . 世界地質(zhì),2001 ,20(1) :62～65.
[ 13] 劉志全、李金惠、聶永豐. 中國HW污染防治技術(shù)路線和政策[J ] . 中國環(huán)保產(chǎn)業(yè),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.

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