飞灰道路利用的环境风险及其时空分异特性

孙淑娜,谌宏伟,折开浪,彭向训,于振洋,姚光远,徐 亚

飞灰道路利用的环境风险及其时空分异特性

孙淑娜1,2,谌宏伟1*,折开浪2,3,彭向训1,于振洋1,姚光远2,徐 亚2**

(1.长沙理工大学水利与环境工程学院,洞庭湖水环境治理与生态修复湖南省重点实验室,湖南 长沙 410114；2.中国环境科学研究院，固体废物污染控制技术研究所,环境基准与风险评估国家重点实验室,北京 100012；3.吉林建筑大学市政与环境工程学院,吉林 长春 130118)

为在综合考虑长期风化导致的污染物释放变化、区域气候条件差异、以及参数不确定性影响下,精细评估飞灰道路基材资源化利用过程对浅层地下水资源(在饮用水质量方面)潜在风险及其时空分异特性，提出了一种综合的基于风险的方法,可用于评估碱性废料(如焚烧飞灰)部分替代公路垫层材料的回收潜力.将估算源浓度的浸出试验结果与风险评估程序中通常采用的归趋-迁移模型相结合,通过实验室浸出试验模拟未风化和风化条件下的污染物释放,采用Monte Carlo方法模拟参数不确定性对风险的影响,针对不同气候特征对环境风险区域特性的影响进行评估.结果显示:在华北地区典型气候条件下,所识别的7种目标污染物中,Zn、Cd和Pb存在暴露点预测浓度超标的可能,超标概率分别为34%、96%和7%,导致其暴露浓度(以95%分位值表征)均超标,环境风险不可忽视;碳酸化作用会使得部分污染物的溶出特性发生变化,并导致长期风险的变化,具体到碳酸化后的暴露浓度,Cd呈下降趋势,Ni和Zn基本不变或变化较小,Cr、Cu、As明显增加但仍显著低于标准限值,而Pb离子暴露浓度显著增加的同时超标情况从1倍增加到3.5倍,需要引起重点关注;由于降雨等区域差异化参数的影响,不同区域之间风险差异较大,差异最大的干旱区和半干旱区暴露浓度相差近2倍;不同区域超标的共性污染物为Zn和Cd,另外,湿润/半湿润区域还存在Pb暴露浓度超标.

飞灰资源化；MonteCarlo方法；风险评估；区域差异；飞灰碳酸化

随着垃圾焚烧行业的快速发展,生活垃圾焚烧飞灰的产生量和堆积量逐年增加[1].全国垃圾填埋场与危险废弃物填埋场的容量已接近饱和,垃圾焚烧飞灰的资源化利用已成为发展的必然趋势.近年来飞灰作为一种新型材料,可考虑作为替代筑路材料的部分基材,实现焚烧飞灰的无害化资源化利用,同时还可降低工程造价[2].

近年来,国内外学者针对飞灰作道路基材的力学特性展开了大量实验和工程测试,研究表明飞灰取代部分细集料、水泥满足路基工程材料的承载力要求[3-8]

理论上,现代公路被设计得具有优良的排水性能,可以减少地表水入渗对作为道路基材的飞灰的淋溶,进而减少飞灰中污染物的释放和对地下水环境的负面影响;同时,由于埋藏于地下且特征污染组分以无机非挥发性污染物为主,意外接触、蒸汽吸入等暴露途径被切断,飞灰道路基材利用过程的总体风险较小.因此,在详细评估飞灰中所含污染物的释放及其对环境和人类健康的潜在影响的基础上,飞灰道路基材利用过程的环境风险是可控的.大量实验表明,飞灰作道路基材所需关注的污染组分主要为Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb 和Hg等.

上述研究主要关注飞灰及其加工产物利用过程的浸出毒性和释放特征,基于浸出浓度与地下水水质限值的关系评估对浅层地下水环境的影响;部分学者还辅以简化的DAF因子方法评估对地下水的环境影响.然而飞灰道路基材利用过程,污染物释放及其在浅层潜水中的迁移归趋受诸多因素和多个地表地下水文/水化学过程影响,DAF模型对污染物的释放,及迁移归趋过程进行了过度的简化,可能放大了评估结果的不确定性,增加基于风险的管理决策难度;另外,模型中诸多参数均存在不确定性,比如降雨、入渗不仅存在日/月/年等不同时间尺度上的差异,各个不同区域间差异也较大,采用确定性的模拟浸出实验或者确定性的模型参数难以准确表征飞灰道路过程地下水环境影响的严重程度及对应可能性,也即风险.为克服这些不足,向锐等[14]和徐亚等[15-16]学者采用污染物归趋-迁移模型以及不确定性模型耦合的方法研究固废填埋处置过程的环境后果及对应概率;Martina等[17]评估了利用焚烧炉渣道路利用的风险;但是填埋条件下污染物释放、暴露和风险演化场景与道路利用存在差异,而飞灰与炉渣中污染物的释放和环境风险特性也有差异,特别是在不同pH值和长期浸出特征方面,炉渣相较飞灰污染物含量较少且稳定性更好,因此亟待综合考虑复杂迁移-过程和参数不确定性精细评估飞灰资源化利用的风险.

本文提出了一种综合的基于风险的方法,可用于评估碱性废料(如焚烧飞灰)部分替代公路垫层材料的回收潜力.该方法旨在综合考虑长期风化导致的污染物释放变化、区域气候条件差异、以及参数不确定性影响下,精细评估飞灰道路基材资源化利用过程对浅层地下水资源(在饮用水质量方面)潜在风险及其时空分异特性.论文将估算源浓度的浸出试验结果与风险评估程序中通常采用的归趋-迁移模型相结合.为了模拟老化条件下污染物释放特性,采用碳酸化处理飞灰进行实验室浸出试验与原灰进行比较;通过Monte Carlo模拟参数不确定性对风险的影响;通过区域差异化的降雨参数输入刻画不同区域的气候特征的影响.

1 方法和材料

1.1 风险评估方法

1.1.1 暴露场景模拟 将生活垃圾焚烧飞灰作为非粘结材料用于道路基层建设.飞灰作为路基材料使用主要位于地下某个深度,因此直接接触(意外摄入、皮肤接触或吸入灰尘等)暴露途径可以排除;另一方面,焚烧飞灰中大多数检测到的污染物不挥发,因此蒸汽吸入的暴露途径也可以预先排除.综合考虑焚烧飞灰中残留的污染物类型和本研究中假设的利用情景(路基填充物),暴露模型仅考虑污染物从飞灰中浸出渗透到地下水中这一暴露途径,其暴露过程可以概化如图1所示.

另外,实际道路会因地形或建筑因素而呈现弯曲状态,为了简化模型,将道路近似处理成线段;如果需要评估的道路较长且蜿蜒曲折(图2),则将其细分为几个近似线性的路段,每个路段相当于1个独立单元,按照图1所示概化模型进行评估.

图1　飞灰作为路基污染物暴露场景概化

图2　弯曲道路简化示意

1.1.2 风险评估程序 暴露点地下水中污染物的预期浓度poc,取决于暴露点(POC)的设置.当暴露点直接在源上方时,POC等于0),当暴露点距离源一段距离时,POC>0;上述不同条件下预期浓度分别按公式(1)和(2)计算.

式中:source表示该污染源的潜在可浸出浓度, mg/L;LF[-]浸出因子,即污染物在从源头迁移到地下地下水过程中的衰减;DAF[-]污染物在地下水中的稀释衰减系数,当暴露点距水源一定距离时(POC>0),则应考虑该系数.

浸出因子可通过式(3)确定:

式中:LDF[-]是渗滤液稀释系数,用于表征含污染物的渗滤液迁移到到地下水过程中发生的浓度稀释(ASTM, 2000):

(4)

式中:gw为地下水混合带高度,m;gw为地下水达西流速,m/a;为地下水源区纵向宽度,m;eff为地下水有效入渗速率,通常根据预期的年降水量(m/a)乘以净入渗率[-]来估算,m/a.

地下水混合区厚度可通过式(2-5)确定:

式中:a(m)为地下水厚度;地下水达西流速通过式(2-6)确定:

式中:sat为土壤导水率,m/a;为地下水梯度,m/m;e[-]为饱和区有效孔隙度.

式(3)中的SAM[-]通常也包括在淋溶因子(LF)中,它是土壤衰减模型,主要考虑从渗滤液中提取的成分稀释到受影响土壤带下的干净土壤,通过式(7)确定:

式中:为水源厚度,m;f为地下水位深度,m.

式(2)中的稀释衰减因子(即DAF)考虑了各个方向(,,)的弥散现象,可通过式(8)确定:

式中:w为与地下水流正交的水源区宽度,m;gw为地下水混合带厚度,见式(5),m;POC为与水源顺应点的距离,m;x、x、x分别为纵向、横向和垂直弥散系数,m.

式中:x、x、x可通过(9)～(11)式计算:

source在式(1)和式(2)代表污染源污染物的潜在可浸出浓度,可从实验室浸出实验结果中确定.根据上述假设,可计算出符合poc点的地下水浓度为式(12)和式(13):

假设飞灰层下的渗滤液入渗速率eff,等于通过道路的平均净入渗水量,即年降水量,乘以利用情景条件下预期的净入渗速率.

假设暴露点(POC)位于污染源一定距离的地方,将污染物在包气带和地下水饱和带中迁移扩散进行评估,通过与地下水水质标准的比较,计算地下水资源的潜在风险.根据ASTM标准[18]的建议,假设摄入水的时间为30a.

1.1.3 Monte Carlo方法 该法是一种基于随机数的计算方法,依赖重复的随机抽样得到的数值结果[23].在本研究中,从暴露源到污染物迁移过程中,各项参数难以用单一值表征.为了估计潜在风险的变化,对气候、水文地质条件等参数的不确定性影响污染物迁移扩散过程,进行Monte Carlo方法模拟,在预期的范围内随机改变输入参数以分析复合因素不确定性影响下DAF的概率分布.

表1　不确定性参数的分布范围

主要考虑的不确定性参数包括地下水酸碱度、降水量、土壤导水率等.具体而言,路基层的厚度()是根据国内交通公路一般路基填料几何要求的标准值[24]中选择的为0.3～1.2m;道路的宽度()为3.5～30m[25].选择华北平原地区为风险评估的典型区域,其地下水位(L)假设在2～3m范围内.路基层下土壤有效孔隙度e= 0.156～0.463,sat=8.24～153.46m/ a[20].地下水梯度在0.001～0.05m/m,厚度a在10～50m,统计北京地区2000～2019年间的降水量,降水量()取均值为489mm/a,呈对数正态分布,几何标准差为11.3;假设路体净入渗率()均值为7%,呈对数正态分布,几何标准差为2,具体参数及其取值范围见表1.

1.2 实验材料处理

本研究中飞灰均于2020年6月从南宫生活垃圾焚烧厂采取,该厂位于北京市大兴区,焚烧炉为机械炉排炉,设计日处理生活垃圾1000t,采用烟气净化系统采用半干法脱酸+布袋除尘器+活性炭喷射+选择性催化还原系统(SCR)的工艺流程,排放标准达到欧盟2000/76/EU标准.

所有样品均为粉末状,呈灰白色或暗灰色,含水率为2.19%,密度2.69g/cm3,为模拟长期风化条件下,飞灰浸出特性的长期变化,一组样品直接进行浸出实验模拟并表征其污染物释放特征;另一组在浸出实验前,按照李为华等学者[26-28]方法在实验室进行碳酸化,通过短时间内高浓度碳酸化实验模拟长期条件下低浓度的自然老化导致的污染物释放特性变化.碳酸化实验采用混凝土碳酸化试验箱(7H-2型),调整湿度为45%,温度30℃,CO2浓度为20%,时长15d.

在实际使用场景中,飞灰和水泥、碎石按照4:5:91的比例混合后作为路基材料,经击实试验与7d无侧限抗压强度等试验,可满足道路碎石基材的抗压强度、抗劈裂强度、水稳定性、干湿循环、冻融循环以及干燥收缩等性能要求[29-34].模拟实验浓度根据上述配比确定,但考虑到最终路基产品的浸出特性受水泥材料中本身有害组分浓度以及水泥对飞灰中有害组分固化效果等因素影响,不同水泥差异较大,因此采用飞灰进行浸出实验得到飞灰浸出浓度,并根据4:100的配比换算为路基材料产品的浸出浓度,以排除水泥材料对浸出特性的干扰.高浓度碳酸化实验以达到模拟效果.

本研究不考虑水泥对飞灰中污染组分的固化作用,采用纯飞灰直接做室内浸出实验,故poc点最终的地下水浓度(mg/L)为式(14)和式(15):

1.3 浸出实验

飞灰重金属浸出方法依照国家标准《固体废物浸出毒性浸出方法醋酸缓冲溶液法》(HJ/T 300— 2007)中的方法[35],称取100g待测飞灰样品,按照液固比为L/S=20:1加入醋酸浸提剂,盖紧瓶盖后固定在翻转式振荡装置上,转速为30r/min,于25℃下振荡18h,4000r/min离心10min, 用0.45μm 的微孔滤膜过滤后,使用ICP-OES测量样品中重金属的含量.

浸出实验结果表明,Hg及其化合物以及PAHs等浓度极低,因此将Hg以外的其他重金属Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb等作为本研究的关注污染物进行重点研究.

2 结果与讨论

2.1 结果验证

在采用Monte Carlo方法对参数不确定性进行分析过程中,迭代次数是影响最终结果的重要因素.优化出一个合适的迭代模拟次数可以提高准确度、节约时间、减少计算资源浪费.将不同迭代次数下累计频率为5%、10%、50%、90%、95%、99%、99.99%的污染物迁移扩散倍数分别取100组,并统计其标准差.

图3　不同累计频率在不同迭代次数时标准差分布图

如图3所示,不同百分位的标准差均随迭代次数的增大而降低,即迭代次数越高数据越稳定.在统计过程中,设定第+1次迭代与次迭代的标准差变化在0.00002以内,则次迭代即可使数据达到稳定.如图4所示,5000次计算可以满足5%、10%、50%、90%、95%累计频率下数据的稳定性;若希望获得累计频率为99%、99.99%的稳定数据分布,则需要进一步提高迭代次数.

图4　5000与5001迭代次数下不同累计频率标准差

2.2 原灰在华北地区做路基填充材料对地下水的污染风险

2.2.1 污染组分浓度累计频率分布(暴露点超标概率) 为更直观的观测污染组分在地下水中的超标情况,将各种污染物在地下水中的预测值与其对应限值进行了比较,得到了各污染组分相对Ⅲ类地下水限值[36]的占标率.计算方法见式(16),计算结果如图5所示.从图中可知,Cr、Ni、Cu和As4种污染物经地下水迁移转化后浓度的占标率分布均在0.00017～0.07之间,风险完全可控;Pb占标率的最大值在0.6左右,无超标风险,但需引起关注;Zn和Cd经地下水迁移转化后浓度的占标率有大于1的可能,超出Ⅲ类地下水限值的概率分别是0.86%、73%.

式中:P为第个污染物浓度占标率,%;Ci为估算模式计算出的第个污染物浓度,mg/L;0i为第个污染物的Ⅲ类地下水限值,mg/L.

为分析Zn、Cd和Pb出现超标可能性的原因,我们定义污染物从固废中的浸出浓度与其对应的环境标准限值的比值(式17)为潜在危险指数(PHI, Potential Hazardous Index),并分析污染物PHI大小与其超标概率的关系.

式中:CPi为第i个污染物浓度潜在危险指数,%;Cji为第i个污染物浸出浓度实测值,mg/L.

根据式(16)计算得到的Zn、Cd和Pb3种污染物的PHI值如图6所示.从图中可知,3种污染物的PHI均大于100,其中超标概率最高的Cd离子的潜在危险系数高达1526.这说明污染物的超标概率与PHI有直接关系,PHI可以表征固废资源化过程中某种污染物的析出对环境造成的潜在危害.分析其原因,是因为污染物浸出浓度的大小直接反应飞灰道路基材使用过程中可以析出有害物质的能力;而环境标准限值通常与该污染物质的毒性大小高度相关.

进一步分析可知,Zn的PHI值高是因其浸出浓度高达241.005mg/L;Cd的浸出浓度15.26mg/L低于Zn,但其潜在危险系数最高,是Zn的6倍左右,原因是因为Cd离子毒性更强.Cd离子可通过消化道侵入人体,会造成肺、骨、肾、肝、免疫系统和生殖器官等产生一系列损伤[37],其严重超标不仅会对环境造成影响, 更会使人体健康面临巨大考验[38],故限值相较其他离子更低;Pb离子的潜在危险系数是120.1,主要也是因其毒性强,很容易被胃肠道吸收,它对人体的肾脏、大脑、血液、神经系统等会造成不可逆的损伤[39].

图6　污染组分潜在危险指数

上述结论与其他学者的研究结论相似,均表明Zn、Cd和Pb是飞灰利用处置过程中需要重点关注的污染物.如武志明[40]在对垃圾焚烧飞灰做毒性浸出实验时,检出Cr、Ni、Cu、Zn、Cd、Pb6种重金属元素,其中Zn、Cd、Pb3种重金属元素在多个样品中出现浓度超标情况,与本研究中的实验结果基本一致.另外,研究表明[41-42],我国生活垃圾焚烧飞灰中超标的重金属主要以Pb和Cd为主,且这些重金属会与醋酸反应生成络合物,促进其浸出,使得其PHI进一步增大.

2.2.2 第95%分位值超标情况(暴露浓度超标情况)风险评估中浓度控制上限(upper control limit, UCL)是对污染物风险监控的重要参数.

图7　50%、95%、99.99%分位值污染组分浓度对比

目前国际上将这一概念定义为对污染物暴露点浓度(exposure point concentration, EPC)的估计.即污染物在大量数据样本中平均浓度的保守估计,最常使用的是污染物取样样本算数平均值的95%置信上限.而国内固体废物资源化风险评估取值多为污染物浓度的中位数或最大值.

为此本文比较不同累计频率下的地下水中污染物浓度,结果如图7所示.从图中可知,不同累计频率下,同一种污染物的浓度差距最高可达4.6倍.反映平均水平的50%分位值暴露浓度是是95%分位值的1/3;反映极为不利情景下的99.99%分位值暴露浓度为95%分位值的1.6倍.显然,若取中位数为暴露浓度,风险值会偏小,低估风险;若取最大值为暴露浓度,风险评估过于保守,造成过度无害化处置,增加再利用过程资源和能源消耗,不利于减污降碳协同增效.

因此,本文定义95%置信区间上限值为暴露浓度,不同污染物的暴露浓度见表2.从表中可知,6种污染组分的暴露浓度在标准限值以内,风险在可控范围内.其中Cr、Ni、Cu、和As这4种污染组分的暴露浓度均低于标准限值的1/50,风险极低;Zn、 Pb的暴露浓度接近标准限值.仅有Cd离子的暴露浓度超标,为标准限值的4.55倍,需引起重视.

表2 南宫焚烧飞灰做道路填充材料污染组分浓度与标准值的对比(mg/L)

2.3 区域条件对地下水污染风险的影响

不同区域内水文地质及气候条件的变化均会影响污染组分迁移扩散的过程.我国幅员辽阔,地质构造复杂、地下水赋存类型多样且空间分布规律不明显,从水文地质条件上划分区域困难.而降水量作为气候最重要的要素之一,同时直接影响路基填充材料中有害物质析出的液固比,故本文将降水量作为分区的依据,选取干旱、半干旱、半湿润、湿润4个区域讨论飞灰做路基填充材料对地下水污染风险的区域差异性.

由表3可知,南宫飞灰路基材料利用场景下,干旱区域与半干旱/湿润/半湿润区域的风险存在明显差异.在干旱区域内,7种观测的污染组分暴露浓度均低于Ⅲ类地下水限值,风险在可控范围内,其中Cr、Ni、Cu、Zn、As和Pb6种污染组分的占标率分布在0.00026～0.1087之间,远低于1,在风险可控范围内;Cd离子在干旱区利用条件下,暴露浓度是标准限值的59%,虽然比较接近标准限值,存在一定风险,但仍处于可接受范围.

而在半干旱地区,Cd离子的暴露浓度出现超标情况,是标准限值的1.38倍,轻微超标,其他污染组分的占标率在0.00092～0.1653之间;在半湿润/湿润地区,仍仅有Cd这一种污染组分出现超标情况,且其他6种污染组分的占标率远小于1,风险在可控范围内.

从降水量的分区纵向观察,显然,固废道路利用情景下,暴露浓度和环境风险与降雨量呈正相关关系,均随降雨量的增大而增大.值得注意的是包气带厚度和包气带介质特性,以及土壤特性(如酸碱度、有机质含量等)、降水的pH值会影响飞灰中污染物液固分配和释放、在地下介质中的吸附衰减等,进而对影响最终的风险.但研究表明,从全国尺度来看,存在明显区域省域差异并对风险影响明显的主要是降雨或净降雨.这也是美国等国外发达国家将区域降雨量的大小作为固体废物管理豁免重要依据指标的原因,如美国《小型豁免填埋场固体废物处置设施标准》文件规定,降雨量小于635mm/a的地区[43],生活垃圾填埋场建设可以不满足正规生活垃圾填埋场的防渗、导排等要求.其他特性参数在省域间缺乏明显或者当前科学技术条件下可表征的差异性规律,在本文中没有深入进行讨论.但考虑到这些参数对风险的影响,建议在对飞灰等固废资源化利用的具体项目进行环境影响评价或风险评价时应该充分考虑上述因素的影响.

表3 南宫飞灰在不同区域内各污染组分的暴露浓度(mg/L)

2.4 碳酸化对地下水污染风险的影响

碳酸化以后的地下水风险评估结果如表4所示.有5种污染物碳酸化后暴露浓度低于限值,且其中4种污染物Cr、Ni、Cu和As碳酸化后暴露浓度不超过标准限值的1/10;2种超标污染物分别是Cd和Pb离子,其暴露浓分别是标准限值的6.80倍、1.18倍.

进一步分析碳酸化前后,各污染物浓度的变化.7种特征污染物中,碳酸化后暴露浓度明显降低的是Cd,但其降低后仍超出标准限值3倍左右;碳酸化后暴露浓度及超标情况不变或者变化很小的是Ni和Zn;碳酸化后暴露浓度显著增加的是Cr、Cu、As、Pb.其中Cr、As、Cu虽然显著增加,但增加后浓度仍低于标准限值的1/10,风险变化可忽略;Pb离子暴露浓度显著增加,且由未超标变成超标情况,需要特别关注其长期环境风险.

碳酸化后的飞灰经迁移扩散后在观测井处的重金属离子浓度变化主要是因为飞灰碳酸化后的浸出浓度发生变化.

图8显示了南宫生活垃圾焚烧厂飞灰与碳酸化后的飞灰中重金属的浸出浓度,由图可知,经过碳酸化后(模拟自然老化)的飞灰Ni和Zn离子浸出浓度变化幅度不大,基本可忽略;Cd离子浓度变小,仅有原灰的3/4;Cr、Cu、As和Pb离子的浸出浓度明显增大,其中Cr和As离子变化幅度最大,分别为原灰浸出浓度的6.78和9.05倍,这可能是反应过程中,Cr离子随着碳酸化反应先生成难溶的Cr(OH)3,但随着反应时间延长,会氧化为Cr6+,从而易被浸出,且飞灰中的Ca离子与CO32-离子生成CaCO3沉淀,伴随着

图8　南宫原灰与碳酸化飞灰重金属浸出浓度对比

表4 南宫焚烧飞灰原灰与模拟老化后做道路填充材料污染组分浓度与标准值的对比(mg/L)

pH值的降低,部分离子更易析出.Pb离子在4种碳酸化后浸出浓度增大的离子中,虽然增幅不是最大,但是碳酸化后的暴露浓度在原灰做路基填充材料就超标的情况下,提高到原灰的3.32倍,需特别关注.研究表明,Pb的性质稳定难以降解,是对人体极为有害的重金属元素[44-45].若地下水中Pb离子浓度超标,Pb其化合物可经消化道进入人体,引起贫血、脑水肿和肝脏损伤等器官危害.因此评估飞灰路基利用的环境风险时,应重点关注自然老化导致的Pb释放增加和环境风险增大.

3 结论

3.1用5000次不确定性迭代计算可以满足用于评估地下水污染风险数据的稳定性要求.

3.2在华北地区典型气候条件下,所识别的7种目标污染物Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb中Zn和Cd均存在暴露点预测浓度超标的可能,超标概率分别为0.87%和73%,且上述污染物中Cd以95%分位值表征的暴露浓度大于对应的Ⅲ类地下水限值,环境风险不可忽视.

3.3由于降雨等区域差异化参数的影响,不同区域之间风险差异较大,差异最大的干旱区和湿润区相差4.44倍.干旱/半干旱区域中观测污染组分均为超标,6种污染组分占标率均远小于1,仅有Cd暴露浓度在半干旱区接近限值标准,湿润/半湿润区域Cd暴露浓度存在轻微超标情况.

3.4飞灰道路填充材料使用过程中的碳酸化作用会使得部分污染物的释放特性发生变化,并导致利用过程长期环境风险的变化,其中碳酸化后,暴露浓度降低的是Cd,暴露浓度及超标情况不变或者变化很小的是Ni和Zn,暴露浓度明显增加但仍显著低于标准限值的是Cr、Cu、As;碳酸化后Pb离子暴露浓度显著增加的同时超标情况从未超标变成超标,是考虑飞灰道路基材利用的长期风险时需要重点关注的污染物.

[1] 中华人民共和国国家统计局.2020中国统计年鉴[M]. 北京:中国统计出版社, 2020.

National bureau of statistics of China. 2020 China statistical yearbook [M]. Beijing: China statistics press, 2020.

[2] 罗任宏,李菁若,张东长,等.生活垃圾焚烧飞灰的资源化利用概况[J]. 环境影响评价, 2019,41(4):666.

Luo R H, Li Q R, Zhang D L, et al. General situation of municipal solid waste incineration fly ash resource utilization [J]. Environmental Impact Assessment, 2019,41(4):666.

[3] Cai Z, Bager D H, Christensen T H. Leaching from solid waste incineration ashes use dincement treated base layers for pavements [J]. Waste Management, 2004,24(6):60612.

[4] 潘玲玲.飞灰固化材料的力学环境特性及在路基加固中的应用研究 [D]. 苏州:苏州大学, 2018.

Pan L L. Study on mechanical and environmental characteristics of fly ash and its application in roadbed reinforcement [D]. Suzhou:Soochow University, 2018.

[5] 张建铭.垃焚烧灰渣特及其在路基工程中的应用研究 [D]. 杭州:浙江工业大学, 2010.

Zhang J M. Characteristics and application research in roadbed engineering of municipal solid wastes incineration [D]. Hangchow: Zhejiang University of Technology, 2010.

[6] 刘刚.飞灰复合材料在路基加固中的应用分析 [J]. 市政技术, 2020,38(6):266-270.

Liu G. Application analysis of fly ash composites in subgrade reinforcement [J]. Municipal Engineering Technology, 2020,38(6): 266-270.

[7] 王旭.生活垃圾焚烧飞灰资源化利用研究 [D]. 杭州:浙江大学, 2017.

Wang X. Study on the recycling of MSWI fly ash [D]. Hangchow: Zhe Jiang University, 2017.

[8] 李磊.武汉地区城市生活垃圾焚烧底渣工程特性研究 [D]. 武汉:华中科技大学, 2019.

Li L. Experimental study on engineering properties of municipal solid waste incineration bottom ash in Wuhan [D]. Wuhan: Huazhong University of Science & Technology, 2019.

[9] 向鹏.掺入垃圾焚烧飞灰的沥青胶浆及混合料性能研究 [D]. 长沙:湖南大学, 2018.

Xiang P. The Study on performance of asphalt mortar and mixture mixed with MSWI fly ash [D]. Changsha: Hunan University, 2018.

[10] 张毅博.垃圾衍生燃料焚烧飞灰的土工性能与浸出特性研究 [D]. 成都:西南交通大学, 2016.

Zhang Y B. Geotechnical properties and leaching characteristics of refuse derived fuel incineration fly ash [D]. Chengdu:Southwest Jiaotong University, 2016.

[11] 匡耀.生活垃圾焚烧飞灰沥青混合料的路用性能研究 [D]. 重庆:重庆交通大学, 2016.

Kuang Y. Study on the road performance of fly ash asphalt mixture with municipal solid waste [D]. Chongqing: Chongqing Jiaotong University, 2016.

[12] 张晶.焚烧飞灰用于沥青路面重金属溶出特性及风险评估 [D]. 青岛:青岛理工大学, 2018.

Zhang J. Dissolution characteristics and risk assessment of heavy metalsin fly ash used for asphalt pavement [D]. Tsingtao: Qingdao of University Technology, 2018.

[13] 陈林.焚烧飞灰用于沥青路面中面层污染物溶出规律及风险评估 [D]. 重庆:重庆交通大学, 2016.

Chen L. Fly ash used in asphalt pavement surface contaminants dissolution Law and Risk Assessment [D]. Chongqing: Chongqing Jiaotong University, 2016.

[14] 向锐,雷国元,徐亚,等.填埋场环境下HDPE膜老化特性及其对周边地下水污染风险的影响 [J]. 环境科学研究, 2020,33(4):978- 986.

Xiang R, Lei G Y, Xu Y, et al. Aging behaviors of HDPE geomembrane in landfill environment and its impact on pollution risk of surrounding groundwater [J]. Research of Environmental Sciences, 2020,33(4):978-986.

[15] 徐亚,能昌信,刘峰,等.填埋场长期渗漏的环境风险评价方法与案例研究 [J]. 环境科学研究, 2015,28(4):605-612.

Xu Y, Neng C X, Liu F, et al. Method and case study to evaluate long-term environmental risks from landfill leakage [J]. Research of Environmental Sciences, 2015,28(4):605-612.

[16] 徐亚,刘玉强,刘景财,等.填埋场渗漏风险评估的三级PRA模型及案例研究 [J]. 环境科学研究, 2014,27(4):447-454.

Xu Y, Liu Y Q, Liu J C, et al. 3Level of probability risk assessment on environmental risk of landfill leakage and it's case study [J]. Research of Environmental.

[17] Martina D G, Iason V, Giulia C, et al. A risk-based approach for assessing the recycling potential of an alkaline waste material as road sub-base filler material [J]. Waste Management, 2018,(71):440-453.

[18] ASTM, E2081-00, Standard Guide for Risk-Based Corrective Action [S]. West Conshohocken, PA: American Society for Testing and Materials, 2000.

[19] 王雨婷,李俊霞,薛肖斌,等.华北平原与大同盆地原生高碘地下水赋存主控因素的异同 [J]. 地球科学, 2021,46(1):308-320.

Wang Y T, Li J X, Xue X B, et al. Similarities and differences of main controlling factors of natural high iodine groundwater between North China Plain and Datong Basin [J]. Earth Science, 2021,46(1): 308-320.

[20] 陈文芳.中国典型地区地下水位控制管理研究 [D]. 北京:中国地质大学(北京), 2010.

Chen W F. Study on groundwater table control and management in representation areas of China [D]. Beijing: China University of Geosciences (Beijing), 2010.

[21] HJ25.3-2019 建设用地土壤污染风险评估技术导则[S]. 北京:生态环境部, 2019.

HJ25.3-2019 Technical guidelines for risk assessment of soil contamination of land forconstruction [S]. Beijing: Ministry of ecological environment, 2019.

[22] 中华人民共和国国家统计局.中国统计年鉴[M]. 北京:中国统计出版社, 2000-2020.

National bureau of statistics of China. China statistical yearbook [M]. Beijing: China statistics press, 2000-2020.

[23] 朱陆陆.蒙特卡洛方法及应用 [D]. 武汉:华中师范大学, 2014.

Zhu L L. The Monte Carlo method and application [D]. Wuhan: Central China Normal University, 2014.

[24] JTG3610-2019 公路路基施工技术规范[S].

JTG3610-2019 Technical specification for construction of highway subgrades [S].

[25] JTGB01-2017 公路工程技术标准[S].

JTGB01-2017 Technical standard of highway engineering [S].

[26] 李卫华.固化/稳定化飞灰中重金属溶出行为及环境风险评估研究 [D]. 青岛:青岛理工大学, 2019.

Li W H.Study on the leaching behavior and environmental risk assessment of heavy metals in solidified /atabilized municipal soild waste incineration fly ash [D]. Tsingtao: Qingdao University of Technology, 2019.

[27] 倪鹏,张军营,赵永椿,等.城市固体废弃物焚烧飞灰碳酸化的实验研究 [J]. 工程热物理学报, 2015,36(3):686-689.

Ni P, Zhang J Y, Zhao Y C, et al. Experimental study on carbonation of municipal solid waste incineration fly ash [J]. Journal of Engineering Thermophysics, 2015,36(3):686-689.

[28] 许鑫,蒋建国,陈懋喆,等.加速碳酸化技术对城市垃圾焚烧飞灰重金属稳定性影响研究 [J]. 环境科学, 2007,(7):1644-1648.

Xu X, Jiang J G, Chen M Z, et al. Investigation of the sequestration of CO2and carbonation process for the stabilization of MSW fly ash [J]. Environmental Science, 2007,(7):1644-1648.

[29] 施惠生,岳鹏.利用城市垃圾焚烧飞灰开发新型生态水泥混合材料 [J]. 水泥技术, 2003,(6):8-12,4.

Shi H S, Yue P. Research on developing a knd of new blending material for ecocement by using municipal solid wastes incineration fly ash [J]. Cement Technology, 2003,(6):8-12,4.

[30] 施惠生.利用城市垃圾焚烧飞灰煅烧水泥熟料初探 [J]. 水泥, 2004,(11):1-4.

Shi H S. Preliminary study on using municipal solid waste incineration flyash as part of cement raw meal [J]. Cement, 2004,(11):1-4.

[31] 施惠生,刘顺帆,郭晓潞.水洗城市生活垃圾焚烧飞灰作为混凝土掺合料的试验研 [J]. 粉煤灰综合利用, 2014,27(6):22-25.

Shi H S, Liu S F, Guo X L, et al. Experimental study of washing pre-treated MSWI fly ash usd as an concrete admixture [J]. Fly Ash Comprehensive Utilization, 2014,27(6):22-25.

[32] 罗任宏.垃圾焚烧飞灰在水泥稳定碎石路面基层中的应用技术研究 [D]. 重庆:重庆交通大学, 2020.

Luo H R. Study on the application of waste incineration fly ash in cement-stabilized macadam base course [D]. Chongqing: Chongqing Jiaotong University, 2020.

[33] 龚朕.焚烧飞灰对水泥稳定碎石基层混合料的性能影响研究 [D]. 重重庆:庆交通大学, 2021.

Gong Z. Study on The influence of municipal waste incineration fly ash in cement-stabilized rubble base mixture. [D]. Chongqing: Chongqing Jiaotong University, 2021.

[34] 潘赟.我国生活垃圾焚烧飞灰毒性行为及其资源化利用过程的风险评估 [D]. 上海:上海大学, 2015.

Pan Y. Toxicity behavior of MS WIs fly ash and assessment of its recycling risk in China [D]. Shanghai: Shanghai University, 2015.

[35] HJ/T 300—2007 固体废物浸出毒性浸出方法醋酸缓冲溶液法 [S].

HJ/T 300—2007 Solid waste-Extraction procedure for leaching toxicityacetic acid buffer solution method [S].

[36] GB/T14848-2017 地下水质量标准[S].

GB/T14848-2017 Standard for groundwater quality [S].

[37] 黄秋婵,韦友欢,黎晓峰.镉对人体健康的危害效应及其机理研究进展 [J]. 安徽农业科学, 2007,(9):2528-2531.

Huang Q C, Wei Y H, Li X F, et al. Review on the Toxicological Effect and the Mechanism of Cadmium to Human Health [J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2007,(9):2528-2531.

[38] 张娟萍,张喜凤.镉污染对人体危害的初探 [J]. 价值工程, 2013,32(25):28283.

Zhang J P, Zhang X F. Primary exploration on the harm of cadmium pollution to human body [J]. alue Engineering, 2013,32(25):28283.

[39] Ahmed S, Hassan M A H, Hassan M E A, et al. Novel hierarchical composite adso selective lead(Ⅱ) ions capturing from wastewater samples [J]. Chemical Engineering Journal, 2018,332:377-386.

[40] 武志明.我国典型区域生活垃圾焚烧飞灰污染特征及环境安全评价研究 [D]. 上海:上海大学, 2013.

Wu Z M. Study of pollution characteristics and environmental safety evaluation for heavy metals in Chinese typical regional municipal solid waste incineration Fly Ash [D]. Shanghai: Shanghai University, 2013.

[41] 綦懿,李天如,王宝民,等.生活垃圾焚烧飞灰固化稳定化安全处置及建材资源化利用进展 [J]. 建材技术与应用, 2021,(1):16-22.

Qi Y,Li T R, Wang B M, et al. Progress in solidification and stabilization of MSWI fly ash for safe disposal and resource utilization of building materials [J]. Research & Application of Building Materials, 2021,(1):16-22.

[42] 谭巍,李菁若,季炜,等.城市生活垃圾焚烧飞灰在沥青混合料中的应用 [J]. 中国公路学报, 2016,29(4):14-21.

Tang W, Li Q R, Ji W, et al. Application of municipal solid waste incinerator fly ash in asphalt mixture [J]. China Journal of Highway and Transport, 2016,29(4):14-21.

[43] United States Environmental Protection Agency. Criteria for solid waste disposal facilities [Z]. 1993-03.

[44] 章有余.环境铅对儿童健康的危害 [J]. 四川环境, 1997,(4):30-35.

Zhang Y Y. Adverse Effects of Environmental Lead on Children 's Health [J]. Sichuan Environment, 1997,(4):30-35.

[45] 谭见安.地球环境与健康 [M]. 北京:化学工业出版社, 2004:154- 155.

Tan J A. Earth environment and health [M]. Beijing: Chemical industry press, 2004:154-155.

Environmental risk characteristics and temporal and spatial differentiation characteristics of fly ash road filling and utilization.

SUN Shu-na1,2, CHEN Hong-wei1*, SHE Kai-lang2,3, PENG Xiang-xun1, YU Zhen-yang1, YAO Guang-yuan2, XU Ya2**

(1.Key Laboratory of Dongting Lake Aquatic Eco-Environmental Control and Restoration of Hunan Province, School of Hydraulic and Environmental Engineering, Changsha University of Science & Technology, Changsha 410114, China；2.State Key Laboratory of Environmental Benchmarks and Risk Assessment, Research Institute of Solid Waste Management, Chinese Research Academy of Environment Science, Beijing 100012, China；3.College of Municipal and Environmental Engineering, Jilin University of Construction, Changchun 130118, China)., 2022,42(6)：2714～2723

A comprehensive risk-based method was proposed to assess the potential risk and spatio-temporal differentiation of shallow groundwater resources (in terms of drinking water quality) in the process of recycling fly ash road base materials under the influence of comprehensive consideration of pollutant release changes caused by long-term weathering, regional climate conditions and parameter uncertainty. It could be used to evaluate the recovery potential of alkaline wastes (such as incineration fly ash) to partially replace highway cushion materials. The results of the leaching test for estimating the source concentration were combined with the fate migration model commonly used in the risk assessment procedure. The pollutant release under unweathered and weathered conditions was simulated through the laboratory leaching test. The impact of parameter uncertainty on the risk was simulated by Monte Carlo method, and the impact of different climatic characteristics on the characteristics of environmental risk areas was evaluated. The results showed that under the typical climatic conditions in North China, among the seven identified target pollutants, the predicted concentrations of Zn, Cd and Pb at the exposure points might exceed the standard, with the probability of exceeding the standard of 34%, 96% and 7% respectively. As a result, their exposure concentrations (represented by 95% quantile) exceeded the standard, and the environmental risk could not be ignored; Carbonation would change the dissolution characteristics of some pollutants and led to changes in long-term risks. Specifically, with regarded to the exposure concentration after carbonation, Cd showed a downward trend, Ni and Zn remained basically unchanged or changed slightly, Cr, Cu and as increased significantly but were still significantly lower than the standard limit, while the exposure concentration of Pb ions increased significantly and the exceeding standard increased from 1 to 3. 5 times, which requires special attention; Due to the influence of regional differential parameters such as rainfall, the risk difference between different regions was large, and the exposure concentration difference between the arid and semi-arid regions with the largest difference was nearly 2 times; The common pollutants exceeding the standard in different areas were Zn and Cd. In addition, there were Pb exposure concentrations exceeding the standard in humid / semi humid areas.

fly ash recycling; Monte Carlo method; risk assessment; regional differences; fly ash carbonation

X705

A

1000-6923(2022)06-2714-11

孙淑娜(1997-),女,湖北荆门人,长沙理工大学硕士研究生,主要从事地下水环境风险评估方面研究.

2021-10-28

国家重点研发计划项目(2020YFC1806304);湖南省水利科技项目(XSKJ2019081-09)

* 责任作者, 副教授, 303424977@qq.com; ** 副研究员, xuya@craes.org.cn