07010419 金波-外文翻译.doc

杭州电子科技大学毕业设计（论文）外文文献翻译毕 业 设 计（论文） 题 目塑料热解炭黑的脱灰及其补强性能研究翻译题目Toxicity of char residues produced in the co-pyrolysis of different wastes学 院材料与环境工程学院专 业环境科学姓 名金波班 级07010411学 号07010419指导教师周洁杭州电子科技大学本科毕业论文外文翻译 不同废物共热解产生炭残留物的毒性的分析* 作者：Maria Bernardoa,*, N.Lapaa, M.Gon,lvesa, R.Barbosaa, B.Mendesa, F.Pintob, I.Gulyurtlub出处：Waste Management 30 (2010) 628635.摘要：不同废物热解后的炭残留物（塑料，松生物质和旧轮胎）用化学方法和毒性检测进行了表征。其中一部分固定炭用二氯甲烷（DCM）提取，以减少转移到有机污染物中炭的毒性。提取的炭（炭A）和没被提取的炭（炭B）中呈现的不同挥发性是有其燃烧氧化损失的质量所决定的。在这两种炭中确定了一组选定的重金属（镉，铅，锌，铜，汞，砷）。炭受到浸出测试ISO/TS 21268 2，2007以及由此产生的提取物分别进行了进一步的无机组参数特点决定（pH值，电导率，镉，铅，锌，铜，汞和砷的含量）和几种有机污染物的浓度（挥发性芳香碳氢化合物和烷基酚）。一个生态毒理学特性利用了弧菌鲵生物指标。此化学和生态毒理学结果分析是通过理事会的决定2003/33/CE和废物毒性评价方法标准（CEMWE）。在这项工作中得到的结果表明，与DCM的提取是一种去除高波动性至中固体残渣热解有机污染物的有效方法，从而降低其毒性的潜力。从焦炭中浸出锌即使在DCM萃取处理后，也可有助于获得从焦炭的提取物的毒性。两种炭（用DCM处理的和未被DCM处理的）被列为危险生态毒性废物。1简介近年来，欧盟和其他工业化国家工业废物的数量大幅增加（欧盟统计局，2005年；美国环保局，2007年）。废弃物热处理是一种可行的替代废物填埋的方法，并其产物被允许作为能源资源和化学工艺原料。被人们经常使用的热处理是燃烧，气化和热解。焚烧会导致温室气体，释放的有毒气体彻底破坏了废物的有机质含量。气化和热解是能生产从废物原料中提取的气体和/或液体燃料从而再生（至少部分）废物的能量和有机价值（Malkow，2004年；Porteous，2001年）。在热解过程，废物受到高温，缺少空气或缺氧的环境下，生产可作为如燃料或化学原料的碳氢化合物的混合物（蒸气和液体组分）和富含碳的固体残渣（Buekens和黄，1998；亚曼，2004年）。碳质残留物主要是黑碳构成，又包含了矿物质最初在当前的废物和大量浓缩的副产品高分子量，在热解过程中形成。一般来说，热解炭不具备足够高的质量作为原料重复使用性能，除非升级步骤执行，其最终目的地是填埋（Helleur等，2001年）。这点，因此，重要的是评估这种残留物和垃圾渗滤液是一种需要的物质组成及浸出行为的深入了解毒性和生态毒性的潜力。欧洲立法确立了在堆填区废物（2003/33/EC，2003年）验收标准。这些标准大多是基于无机化合物的浸出浓度和几组有机物（苯系物- 苯，甲苯，乙苯和二甲苯，矿物油-C10至C40的，印刷电路板的-多氯联苯多氯联苯和多环芳烃的-多环芳香碳氢化合物）当前由浸出标准EN12457取得的浸出液（CEN，2002年）。但是，这个欧洲标准规定的范围不包括浸出有机污染物。其毒性特性溶出方法（TCLP）（美国环保局，1996年a）废物特性的目的是确定有机和无机组分在液体，固体和多相废物中的移动性。通过化学方法获得的浸出液的特点，作为一种间接测量的毒性。在TCLP溶出试验由美国环保局提出废物特性被认为是一个积极的步骤，由于用乙酸作为浸出剂，相当于差的情况浸出方案。在TCLP溶出试验，然而，在预测的废物堆填区的典型条件下元素（特别是碱性废物）提取不准确是这一过程的差距。另外，通过应用生物溶出试验测试TCLP得到的浸出液可以用醋酸作为浸出剂而被限制或干扰，可以通过自身，诱导毒性和/或影响的毒性评价，即通过调节pH值。浸出过程的建议适用于有机化合物，在Nordtest作了未命名的技术报告“污染土壤和废物中的有机成分为特性的浸出试验”（Hjelmar等，2000年）。最近，一个ISO浸出标准，ISO / TS21268，处理受污染的土壤中有机物的释放标准被提出了（通过ISO/ TS21268部分1-4，2007年）。本标准包括一系列的过程设计，以防止损失非挥发性有机污染物，但不包括适用于挥发性有机物的范围。这浸出技术的标准处理有机化合物的提取是刚刚开始。有关其从化学和生态毒理学与分析相结合的固体废物浸出研究有机化合物的数量非常有限的（Schultz等，2002年；Vaajasaari等，2004年）。特别是，对化学和共热解煤焦生态毒理学特性结合起来研究没有被鉴定。作者最近提出了专门讨论这一问题的项目（Bernardo 等, 2009年），在其中一个这种类型的生态毒性残留物作了分类。在目前的研究中，这一战略是扩大和应用到从共热解塑料，轮胎，松生物质获得碳的特性采用国际标准的ISO / TS21268-2，2007年。这些碳用DCM处理的效果做出评价。在其中大多程度上DCM促进减少碳的有机污染物以及他们的毒性和分类是怎样影响本研究的。一份详细的化学表征，包括进行了无机和有机参数，并与生态毒理学测试的结果有关。2.材料和方法2.1.热解实验热解实验是在一个1升高压炉（帕尔仪器）中进行的。高压炉是第一次加载，然后关闭，清除，以氮气加压至0.41兆帕斯卡。然后加热直到到达反应温度（420)，这个温度持续15分钟。在这一时期结束时，高压炉逐步冷却到室温温度。混合废物受到的热解是由30%（W/W）松生物量，30%（W/W）废旧轮胎和40%（W/W）塑料组成的。塑料的混合物56%（W/W）聚乙烯，27%（W/W）的聚丙烯和17%（W/W）的聚苯乙烯，用以模拟目前在葡萄牙的城市生活垃圾的组成部分。为了优化生产的液体部分，热解条件和废物混合物的组成被选出来，因为它包含高能有机化合物，可提炼成高优质的燃料。这是以前研究的主要目标（Paradela等，2009）。通过这些实验条件下的反应产物分别为10%（W/W）的气体，60%（W/W）的液体和25%（W/W）的固体。更详细的资料可以从Paradela等的研究中找到（2009）。因此，一部分相对较高的液体被生产出来，但也获得了一部分象征性的固体（碳）。因此，有必要研究这些固体成分和碳的属性，以确定他们的处理方法和安全问题。其中一部分实验中得到的热解固体残渣在索氏提取器（美国ASTMD 5369-93，2003）中用（DCM）方法提取用以消除有机污染物的目的。如果DCM的提取是一个技术可行的办法，对这种处理方法进行评估，以减少碳的潜在危害。DCM是能够从在共热解塑料和生物质产生的固体残渣中提取的大部分挥发物，减少其毒性以及潜在危害，这点已经被Bernardo等预先证明了（2009年）。该提取物产量约为54%。用DCM提取的炭渣被命名为炭渣A，剩下的除残渣部分被命名为炭渣B。2.2.在原料废物中和在炭渣中的有机含量测定原料废物（松树，生物质和轮胎）和炭渣中的有机含量是用马弗炉逐渐量减燃烧有关的固体样品测定了。对样品进行加热，每次增量为50从室温（251）加热到8001（相对于原料废物）和6001（相对于炭渣），其余各温度阶段为10分钟。在每个加热阶段结束时，样品从炉中被撤下，冷却至室温，在干燥器中称重。2.3测定原料的废物中的重金属和炭的含量根据美国环保局3052方法使用一种微波消解法（USEPA，1996b）去消解塑料，松生物质和废轮胎。对于炭残留物，用30%的过氧化氢（v/v）在95的水浴中作为先前处理，然后在相同温度下用王水（盐酸：硝酸，1：3，v/v）处理。最后，用密闭的聚四氟乙烯容器装的王水微波酸洗消解处理完成对样品的无机成分溶解。消化样品的过滤和保存是在ISO5667-3标准（ISO5667-3）描述条件下，直到分析结束。用原子吸收光谱法（AAS）测定一组选定的重金属（镉，铅，锌，铜，汞和砷）的含量（APHA，1992年）。2.4浸出试验浸出试验遵循浸出试验标准（ISO/TS 21268-第2部分，2007年；ISO/TS 21268-第1-4部分，2007年）。这个标准已经发展到测量无机释放，测量从土壤和土壤材料中非挥发性有机成份，测定提取物的生态毒性效果。在这个研究中，考虑到固体残留物的热解和土壤物质(他们都是粒状物质)的物理相似性，因为没用一个标准为特定的炭渣中有机化合物的测定，一个适应的标准被提出了。相对EN12457-2比较，浸出标准的ISO/TS21268-2，2007年，比EN12457-2无机成分的定义更严格的要求，尤其是浸水库（硼硅玻璃和/或聚四氟乙烯的使用），从洗出液的固体的分离，应避免吸附或挥发损失这一步骤。用一个单级分批试验L/S和10L/kg的比例进行一个废物混合溶液的浸出试验，在20的恒定温度下进行。该容器（玻璃瓶封顶）的震动是在一个10分钟每转的旋转速度在震荡仪中进行，在240.5小时内。根据标准溶出试验，用的是一种浓度为0.001mol/L的氯化钙溶液。在溶出试验结束时，这个混合液被静置15分钟，提取物用GF/CWhatman玻璃纤维过滤仪器过滤。每个样品做重复和空白试验。提取物被分为多个子样本，被使用于不同的化学和生态毒理学分析。用于测定提取物的中的重金属根据国际标准ISO5667-3保存（ISO5667-3，1994年）。对于生态毒理学试验和有机污染物的测定，提取物分别保存在4 1的温度环境下。2.4.1提取物的化学表征该提取物的无机分析参数为以下：pH（ISO10523，1994年），电导率（ISO 7888，1985年）和重金属含量（APHA，1992年）。选择要监测和量化的有机化合物是一组15环芳香烃：苯，甲苯，乙苯，邻/间/对/-二甲苯，异丙苯，丙基苯，4-乙基甲苯，叔丁基，1,2,3-三甲苯，1-甲基苯，丁苯，1,4-二乙苯和1,2,4,5-四甲苯，一组11烷基酚：邻/间/对甲酚，3,4二甲基苯酚，2,6二甲基苯酚，2,3二甲基苯酚，2,5二甲基苯酚，2,4二甲基苯酚，2,3,5三甲基苯酚，2,4,6三甲基和2,3,6-三甲基。用静态顶空取样和气相色谱与质谱测定15环芳香提取物的挥发性有机化合物的浓度。顶空取样技术是由使用以下实验条件：平衡时间- 30分钟；提取温度-60；洗出液溶液的体积-25毫升；顶空体积-25毫升。用注射器向气相色谱系统注入的方法收集0.5的顶空（气）量。GC系统是一个用分不分流进样器的焦点气相色谱仪配备，一个TR - V1的毛细管柱（30米0.25毫米ID1.4微米片）和一个PolarisQ质谱仪检测器。载气为1.5毫升/分钟的氦气。样品是在一个1分钟不分流时间和50毫升/分钟分流时间温度有60的不分流模式下注入的。接口和离子源分别保持在220。烘箱温度程序为：32（保持5分钟），上升到100（5/分钟），上升到250（10/分钟），最后上升到280（50/分钟，保持1分钟）。在MS系统的运作模式，用一个质量范围从m/ z为50至200完整的扫描。朗读Bn, jibn, y bn, ln/m/rn/ -r jibn, y bng bn, propylbenzene,4 ethyltoluene, sh dng j,1,2,4 sn jibn,1 methylpropylbenzene, dng bn, 1,4 h 1,2 r y bn -2,4,5 -S jibn字典 - 查看字典详细内容一种浓度为1g/L的甲醇多种挥发性成分的固定标准溶液。标准溶液制备是通过固定的浸出液中适量上述溶液进行稀释制备的，为了分析以便执行量化构建了校准曲线。采用与质谱分散液液微萃取法（DLLME）和气相色谱法，确定了提取物的11烷基酚的浓度。该DLLME是用下面的实验条件：样品量-4毫升；溶剂萃取- 15微升三氯乙烯；分散剂- 1毫升的丙酮。分析物使用配置了自动采样器AS2000，一分不分流进样器，一个R-5MS毛细管柱（30米0.25毫米ID1.4微米片）和一个PolarisQ质谱仪检测器的一个重点气相色谱仪进行了分离和确定。载气为1毫升/分钟氦气。样品是在一个1分钟不分流时间和50毫升/分钟分流时间温度有60的不分流模式下注入的。接口和离子源分别保持在220。烘箱温度程序为：32（保持5分钟），上升到100（5/分钟），上升到250（10/分钟），最后上升到280（50/分钟，保持1分钟）。在MS系统的运作模式，用一个质量范围从m/ z为50至200完整的扫描。用拨给数额为100毫克/升的11甲醇烷基化酚标准溶液和构成每个分析物的校准曲线的加标超纯水制备了校准标准溶液。2.4.2提取物的态毒理学的表征根据ISO 11348 3（ISO11348-3，1993年）生态毒理学参数的分析是抑制在提取物中的细菌的发光弧菌鲵（“Azur Environmental Microtox(H) system”）。3结果与讨论3.1在原料废物和炭渣中有机物的含量图.1显示的是每个原料废物燃烧的质量减少量。一般认为，挥发性有机化合物是那些在温度高达200时失去的物质。这种在200至350之间质量减少的原因是半挥发有机物，而观察到的在350到500质量减少的是重有机化合物（固定残渣）。上述500下非燃烧的部分被认为主要是无机物和指定的炭渣组成。 图.1损失的质量（% m/m相对每一个样品的初始量），通过800微波炉燃烧。松生物温度升高马上减少质量，因此认为其含量中水分和挥发分较高。直到250，塑料和轮胎没有显示出明显的体重减轻，这表明其挥发性有机物含量低。这些废物只在300的时候重量开始减少，这一温度下的半挥发性有机物发生燃烧。在450和550，塑料和松生物质都失去了一个类似的价值稳定少于1%的最初的重量。轮胎提出了不同的证明，因为在550，其还有32%的初始质量。在轮胎中沉重的有机化合物再进一步燃烧温度在550至750，直到97%的消费初始质量。温度在750和800余下的3%的初始质量也不燃烧。图.2质量损失（%m/m相对到每个残留初始质量），在600微波加热炉燃烧的质量损失。（炭A-经DCM提取的，炭B-未经DCM提取的。）图.2显示了每个炭残留物燃烧质量损失，炭B（未经提取的）显示的在温度高达50重大重量损失（从100%至75%的初始质量），在温度高达300时，开始缓慢的质量减少（从75%到60%的初始质量）；降到中间温度，失去的重量就是目前在固体残渣中未处理的裂解液挥发的质量。炭A（经提取的）到200并没有出现一个重要的初始质量减少。这一结果表明，溶剂萃取炭A的一个有效去除污染物的沸点是温度高达200。 温度从300上升到350，炭B遭受质量损失最高（从60%降到5%初始质量），随后由一个缓慢的重量减少到约2%的最终值为350和600温度变化初始重量。在550和600之间没用质量变化。另一方面，温度从200到300的变化，炭A显示质量从初始质量的100%降到15%。当温度变化范围为300至550时，残留物重量再缓慢下降从15%到2%左右。因此，发现在300和550时，炭B（非提取的）的温度比炭A（经提取的）有更高的质量减少效果。这种差异的原因可能是一个更重的挥发性污染物夹带剂或动员效果：较轻的污染物有溶剂特性，与碳基体相互作用可以降低较重的成分，从而使他们更具挥发性。在这550和600两个温度下炭都提出了一个稳定的残余质量。图.3相对质量成分（%m/m相对于每个初始质量残留物）。（炭A-经DCM提取的，炭B-未经DCM提取的。）图.3根据炭成分挥发性显示炭A和炭B的相对质量的组成（挥发性，半挥发性，非挥发性有机物和灰烬）。在预计中，DCM提取消除了炭A较重部分中大多数的挥发性污染物（半挥发性化合物，固定碳和灰烬），因此对应于较高的相对质量分数低于炭B。3.2原料废物，炭残渣和提取物的无机特征表1原料废物，炭残渣和提取物的无机特征显示平均值和标准重复偏差表1显示了原料废物，炭渣和提取物中的重金属含量表。用炭A（以前经DCM提取的）的浸出液制作浸出液A，炭B（未经DCM提取的）的浸出液制作浸出液B。对于提取物，结果是每单位质量炭浸出液提出的物质的质量。重金属的选择将根据先前研究的废物作出决定，（Bernardo等，2009年），这研究为广泛进行热解塑料，松生物质其中的重金属含量。在这些废物中检测到了显著浓度的锌，铅和铜。镉，汞和砷也被更多的选择出来，因为它们在欧盟填埋指令中极值的限制。锌也是目前在轮胎中常见的金属。在原料中，根据唯一检测标准从重金属（镉，铅，锌，铜，汞，砷）检测分析，发现是以下：锌，存在于所有的三废中，特别是在轮胎（31193毫克/公斤），生物质废弃物中铜（19.1毫克/公斤），塑料废物中汞（5.4毫克/公斤），轮胎中砷（1.0毫克/公斤）。两种炭残留物中检测出了锌，而其他金属均低于各自检测限。锌的浓度在炭A中比在炭B中高出约1.91倍；这种差异可能是由于与DCM的萃取处理的浓度效果，作为DCM的提取过程中炭B质量减少约54%，这相当于一个质量削减系数为1.85。虽然松生物量，塑料，轮胎中分别检测出铜，汞，砷，但在炭中没有发现这些金属，可能是因为他们在热处理过程中挥发了和/或他们已溶解在液体中了。正如所料，它在炭中的浓度，锌也是存在于提取物中的重量较高的重金属。虽然已经在共同废物和固体炭中发现高浓度的锌，但在提取物中少量存在这种金属。看来，锌流动减少了，特别是在残留物A中。以往的研究（Hwang等，2007年a，b；Hwang和Matsuto，2008年；Kistler等，1987年）表明，某些类型的废物热解可能对重金属固定在固体残留物中起积极作用。该炭的表面积吸附性能和孔结构也可能被看作是抑制金属浸出的原因。不过，虽然炭A包含的相对含量高的元素，从炭和两个相同提取物（略比洗出液B高）浸出的锌的量仍然显著。对关注的另外重金属进行分析，表明它们几乎没用提取物，由于它们是从这种炭中：洗出液B中铅的残留量（0.76毫克/公斤），在洗出液A中发现少量的汞，其他所有金属遵循它们的检测限。表1中也显示了提取物的pH和电导率。两个提取物具有相似的pH值（4.81和4.94），大大低于氯化钙的浸出液pH值（7.42），这意味着有一个来自炭的显着的酸性成分浸出液。该提取物的电导率高于浸出液的电导率（214S/cm），标明大量离子物种浸出液。洗出液B获得的电导率值（1100S/cm）稍比洗出液A的电导率高（820S/cm），这点能解释洗出液A和洗出液B中重金属的浓度差异。3.3有机提取物的表征表2显示了在这两个化合物提取物中选择的有机基团的浓度。考虑到从以前的工作成果选择了15芳香族碳氢化合物和11烷基酚（Bernardo等，2009年）。在此之前的工作，从共热解塑料和生物质获得的炭中作者研究了提取物的有机定性剖面。本研究中所包括检测相对浓度较高的化合物。此外，这些化合物是从个别的热解塑料，生物量和轮胎或它们的混合物得到的液体特有部分（Fassinou等，2009年；Islam等，2008年；Marin等，2002年；Paradela等，2008年，2009年；Seo和Shin，2002年；Sharypov，2003年）作为预期的，他们应该存在固体热解过程中产生的污染物残留物。没有从用DCM处理过后的炭渣A获得的洗出液A中发现11烷基苯酚化合物。关于芳香挥发性馏分，只有甲苯，乙苯，间/对二甲苯和丁苯/ 1,4-二乙基苯是在洗出液A中检测出来，虽然在低浓度时，即在1和1.4微克/升之间。这意味着，DCM的提取步骤是为了清除这些热解残留物中有机污染物的效率。另一方面，洗出液B表现出强烈的污染性（图4和5），污染性表现为与那些在低ppm范围（1.1-4.2 ppm）内的烷基苯酚的量化化合物的相关性。这些烷基取代酚的结果，通常情况下，是从生物质和芳香衍生物之间的热化学的相互作用。洗出液B也显示出芳香烃显着的污染性，特别是苯系化合物和异丙苯。在Paradela等的报道中，在液体部分发现高浓度的这类化合物，通过对生产炭残留物研究的相同热解过程中得到（2009）。为了阐释质谱图的获取和酚类化合物，多环芳烃，芳香族碳氢化合物（PAHs）及其他苯衍生物的初步确定，在一个足够高的浓度中也发现其他几个小峰。在洗出液A和B获得的结果表明，该浸出过程是遵循高，低有机污染物炭的区别，生产完全不同的有机负载量的提取物。虽然浸出标准的范围没用使用挥发性有机物，这是由于在密闭容器中进行的残留物和浸出液之间的接触，认为代表性样本的挥发性有机化合物已经挥发了。此外，在洗出液A中可能发现少量的高挥发性污染物，即苯系物群，表明这种做法是有益于研究较轻污染物的活化性。表2两个化合物提取物的有机浓度 图.4.洗出液B-芳香挥发性有机成分的HS - GC - MS分析色谱。图.5.洗出液B-烷基苯酚化合物的DLLME- GC - MS分析色谱。3.4生态毒性测试表3.曝光时间为5，15和30分钟的弧菌鲵细菌提取物的生态毒性。洗出液中获得的生态毒理学数据见表3。针对曝光时间为5，15和30分钟的五鲵细菌的发光抑制作用，有无pH，为五鲵细菌调整最适pH值进行了评估。洗出液B提出浓度为0.6-0.9%的最高毒性引发50%的发光抑制作用。对于这个洗出液，pH修正没有造成毒性下降，可能是因为高浓度污染物的抑制作用是非常高，与pH值无关。洗出液A显示了针对不同的曝光时间和不同pH值的2.4-27.4%的五鲵细菌的EC50值（见表3）。在这洗出液中，在pH值校正后观察到生态毒性显著降低，特别是曝光时间为5分钟。据观察，在洗出液pH值校正后，形成了一种沉淀。一些金属可能发生溶解度降低和其生物利用度也有所下降。然而，在较长的曝光时间，在有无PH校正性情况下观察到生态毒性无显着差异。当与洗出液B比较时，尽管洗出液A的毒性较低，这可能是由于用DCM提取的有机质含量较低，洗出液A仍然发现一个明显的毒性特征。这可能是经DCM处理的残留物可以继续留在处理过的炭中。然而，由于其在水中的溶解度低，这不能预料到DCM的残留物会很容易地从处理后的废物中浸出。通过在非量化的炭A洗出液色谱图中检测到的DCM高峰证实了。这种洗脱液A的毒性是由于污染物不能在DCM溶解，可溶于如无机污染物锌，大量存在于此洗脱液中的浸出液中所造成的。具有相同的溶解特性的极性有机污染物可能也出现并有助于生态毒性，但在能产生少量如碳氢化合物的反应产物的热解条件下也能使这些化合物反应，所以他们不包括在这项研究的范围中。3.5炭残留物的潜在危害的评估委员会决定2003/33/CE（2003/33/CE，2003年）定义在浸出液中通过应用分类废物（表4）的EN12457-2浸出试验获得的无机参数极限值。虽然这项工作是不适用的溶出试验，对相同的极限值进行了审议，因为目前没有立法，按照具体的有机废物研究所包括的浸出方法。 表4根据定义在CE立法和CEMWE提议中的重金属极限值进行的废物分类。a根据2003/33/CE立法浸出液的极限值（2003/33/EC，2003年）。b根据CEMWE提议浸出液的极限值（CEMWE（1998）。欧洲定义了在浸出液中的苯系物，多氯化联二苯，芳香烃（矿物油）的极限值。它还定义了极值低于100微克/升（浸出率为10升/千克）的苯系物惰性残渣。洗出液A和B提出了极值低于100微克/升的苯系物（表2）。因此，根据欧洲决策和有机化合物，两种残渣都是被分类为惰性残渣。不过，在洗出液B中检测到其他高含量的有机污染物，在洗出液A和B中检测到高生态毒性潜能。这些属性难以符合惰性分类。与在欧洲理事会决策上定义的极值所得提取物的无机特征（表1）比较，可以观察到：关于锌，炭A和炭B的含量进行分类为危险废物。因此，根据2003/33/CE理事会的决定，炭A和炭B被列为危险废物。到现在为止，没有建立浸出液的生态毒性标准的欧洲立法。然而，一些标准被提出，即由法国环境部拟议的废物标准和生态毒性（CEMWE）评价方法（CEMWE，1998年），为了根据守则H14（生态毒性废物）规范欧洲定义在危险废弃物指令（91/689/EEC，1991年）中的废物分类。根据这一方法，残留物的毒性，应通过其化学成分或通过其生态毒理特性进行评估。其化学组成作为一个积极标准：至少存在一个污染物的浓度比在CEMWE（表4）确定的极值较高使得它成为生态毒性。如果没有确凿的化学特性，用生态毒理性进行毒性评估。这种方法已经在以前的作品中得到应用（Bernardo等，2009年；Lapa等，2002年a，b）。通过定义在CEMWE的极值进行了提取物的化学特征比较，它可以观察到以下：两个洗出液提出了上述限值的锌值，两个炭的生态毒性被划分。在CEMWE（CEMWE，1998年）中定义的生物指标五鲵的生态毒理学极值是EC50（30分钟）10%（v/v）。生态毒理学特性的结果（表3）与此极值比较，可以看出，这两个洗出液显示EC50值低于10%，即他们可以被分类为生态毒性残留物。全球范围内，炭A和炭B被列为危险性生态毒性残留物。4结论在这项工作中得到的结果表明，用DCM提取处理方法是一种从热解固体残渣中除去有机污染物的高挥发性中间产物的有效方法。非挥发性有机组分和无机组分保留在经DCM提取的炭中。非挥发性有机成分（重烃及其衍生物）是几乎不溶于水或水溶液，所以几乎是固定在浸出过程中的固体残渣内。包括如重金属化合物的无机部分，可以从炭和经DCM提取处理的炭提取获得的毒性。在全球范围内，无论是经DCM处理的炭还是未经DCM处理的炭，均列为有害生态毒性残留物。因此，看来该DCM的提取处理是可行的无害化处理，对这些炭有关的有机成分有效，但在无机成分中它是没有效的。关于重金属的释放，锌是唯一超过了立法的极值的重金属，其存在是有显著态毒性相关性；这一结果表明，为了获得毒性较低的炭，混合废物中碳的引入必须受到控制。其他锌净化处理，必须经过DCM的提取处理和评估。这项研究的结果强调对有关生态毒理学和化学参数的必要性，包括无机和有机化合物，在固体残渣的危害评估中，需要在法例中的不同过程和标准的协调。除了那些已经在立法中方法，也为了更准确的废物描述和表征，对具有高含量有机质和有机延伸污染物的残留物的发展决定了其他化合群。参考文献1 2003/33/EC,2003. 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