垃圾模拟填埋过程中典型含多溴联苯醚废物污染释放规律

吴 娜, 孙英杰, 黄泽春, 聂志强, 肖 楠, 黄 慧

1.青岛理工大学环境与市政工程学院, 山东 青岛 266033 2.中国环境科学研究院土壤与固体废物环境研究所，环境基准与风险评估国家重点实验室，北京 100012

PBDEs (polybrominated diphenyl ethers，多溴联苯醚)是全球生产和使用量最大的阻燃剂之一，因其具有添加量少、阻燃性能与热稳定性好、对材料性能影响小、价格便宜等优点，已被广泛用于聚苯乙烯树脂、纺织品、聚氨酯泡沫及电路板、建筑材料、电器产品(如电视，电脑等)的塑料外壳中[1-2]. 研究[3-7]显示，PBDEs在全球范围内的大气、水体、沉积物、生物体和人体中均被广泛检出，并且在全球很多区域内其污染水平呈指数增长. 国内外大量研究表明，PBDEs从生产、使用、降解到进入环境介质并发生迁移转化，以及最终人体暴露的全过程都会产生潜在的污染和风险[8-10]，其中，低溴类PBDEs的生物毒性明显，可导致内分泌紊乱，具有神经行为毒性[11]，某些同源物还具有致癌性等效应[12]. 我国是PBDEs的生产和使用大国，PBDEs工业品产量以每年8%的速度增长[13]. 据调查，我国从未生产过商用八溴联苯醚；五溴联苯醚的总产量近 10 000 t，于20世纪90年代末开始生产，并于2004年全面停产；而1993—2011年十溴联苯醚的累计生产量约为35.8×104t，使用量达31.4×104t. 尽管目前商用五溴联苯醚的添加剂已经停止生产，但是，含溴阻燃剂产品被停用之前已经有大量含PBDEs的废物进入填埋场，更为重要的是，由于商用十溴联苯醚的持续生产和使用，使得越来越多的含十溴联苯醚废弃物进入填埋场.

我国PBDEs阻燃剂多为添加型溴代阻燃剂，化学键作用较弱，易于从废物中释放进入各种介质(渗滤液、填埋气等)[14]. 其中，渗滤液是填埋场中最重要的污染物载体，渗滤过程也被认为是溴代阻燃剂向环境排放的重要途径之一[15]. 有部分研究采用人为配制的浸提剂代替渗滤液，如刘锋等[16]以商用腐殖酸溶液为浸提剂，研究了废旧打印机外壳中PBDEs的浸出特征，但并没有考虑到渗滤液本身的复杂性和异质性可能产生的影响. 目前对于实际垃圾填埋场渗滤液中PBDEs废物污染释放规律的研究还不多[17]，现有的国内外研究大多只是针对渗滤液本身PBDEs的污染水平[18-21]，如Osako等[18]对日本7家垃圾填埋场渗滤液中BFRs的污染特征进行了分析，表明不同填埋场渗滤原液中PBDEs的含量差异很大，变化范围为0.008～4.0 ng/L，且溶解性腐殖质能够增强PBDEs等疏水性有机物的渗滤效果，尤其是含有大量电子废弃物的堆存场地，其PBDEs的渗滤能力大大加强；Danon[21]分析了加拿大境内27座垃圾填埋场和11处非法堆存点中渗滤液的PBDEs特征，发现加拿大南方和北方的填埋场渗滤液中PBDEs的含量相差较大，且加拿大填埋场和堆存点的PBDE含量比Osako等[18]报道的日本填埋场PBDEs含量要高. 由此可见，填埋过程中PBDEs阻燃剂的环境污染风险已经不容忽视. 鉴于此，该研究选择填埋过程中典型的含PBDEs废物为研究对象[22-23]，为了模拟填埋场处置场景，以北京某填埋场渗滤液作为浸提剂，对废物进行不同条件的浸出试验，深入研究不同环境因素对PBDEs释放的影响，以期为探索溴代阻燃剂废物中污染物的环境化学行为以及进行科学管理和合理处置提供理论依据.

1 材料与方法

1.1 样品准备

该研究采集了我国垃圾填埋场常见的主要含PBDEs废物共2类8种：①日用塑料制品类，包括PP-R管材、PE-RT管材、PVC管材、PP塑料板凳和HDPE洗护用品瓶；②废拆解塑料类，包括PP洗衣机(洗衣机外壳)、PS电视机(电视机外壳)和阻燃ABS. 其中，日用塑料制品类于北京某市场中随机抽取，废拆解塑料类采自北京某废旧塑料回收利用地. 样品经去离子水超声清洗表面30 min，干燥后用破碎机将其破碎成粒径为1 cm的小块，分别混匀后依次编号，密封于4 ℃下冷藏保存.

为尽量避免因采集的渗滤液样品理化性质差异所导致试验结果的不确定性，该试验所用渗滤液来自北京某卫生填埋场同一批次. 向渗滤液中每10 d投加10 mg/L(最适含量)的氯化汞作为生物抑制剂，以确保渗滤液中溶解性有机质不会因微生物作用而降解，从而影响浸出结果.

1.2 标样与试剂

PBDEs单标：BDE28、BDE47、BDE66、BDE85、BDE99、BDE100、BDE138、BDE153、BDE154、BDE183、BDE190、BDE196、BDE197、BDE201、BDE202、BDE203、BDE205、BDE206、BDE207、BDE208和BDE209共21种，均购自美国Accustandards公司；回收率指示物13C-PCB-141 和内标物13C-PCB-208均购自英国剑桥同位素实验室(Cambridge Isotope Laboratories)；硅胶(150～180 μm，青岛海洋化工厂)；所用试剂正己烷、二氯甲烷均为农残级(J.T.Baker，USA)；所用药品无水硫酸钠、中性氧化铝、氢氧化钠均为优级纯.

中性硅胶的制备：分别用无水甲醇、二氯甲烷淋洗硅胶(溶剂与硅胶体积比为2∶1)，于烘箱中35 ℃下烘干12 h，之后在马弗炉中120 ℃下干燥2 h，550 ℃下活化6 h，再冷却至120 ℃后置于干燥器内备用.

酸性硅胶的制备：称取100 g处理后的中性硅胶逐滴加入42.8 mL浓硫酸，边加边振荡均匀，加完后封口，在水平振荡器上振荡至没有结块后，置于干燥器内保存备用.

碱性硅胶的制备：称取50 g处理后的中性硅胶，逐滴加入1 mol/L的NaOH溶液25 mL，边加边振荡均匀，加完后封口，在水平振荡器上振荡至没有结块后，置于干燥器内保存备用.

中性氧化铝(粒径为75～150 μm)处理：将购买的中性氧化铝置于蒸发皿中，在马弗炉中120 ℃下干燥2 h，660 ℃下加热6 h，冷却至120 ℃后装在具塞三角瓶中，置于干燥器内备用.

无水硫酸钠处理：将无水硫酸钠置于蒸发皿中，在马弗炉中500 ℃下活化5 h，冷却后装在具塞三角瓶中置于干燥器内备用.

多层硅胶-氧化铝复合层析柱(高35 cm、内径1 cm)的制备：填料高度自下而上依次为6 cm中性氧化铝、2 cm中性硅胶、5 cm碱性硅胶、2 cm中性硅胶、8 cm酸性硅胶、2 cm中性硅胶和2 cm无水硫酸钠，使用前用40 mL正己烷预淋洗层析柱.

1.3 浸出试验

试验对不同试验因素进行了规律性研究，包括含PBDEs废物种类、时间、温度和表面活性剂含量，从而全面评估不同废物在不同处置条件下PBDEs的浸出释放特征.

1.3.1不同时间下的浸出试验

取粒径为1 cm的全部8种废物样品各2.50 g置于棕色玻璃瓶中，分别加入垃圾渗滤液250 mL，密封后于25 ℃下固定在翻转式振荡装置上，翻转速率为30 r/min，设置浸提时间(1、5、15、30、45、60、90、120 d)后，使用抽滤装置过5 mm滤纸，收集浸出液并编号，置于冰箱中保存.

1.3.2不同温度下的浸出试验

取粒径为1 cm的除HDPE洗护用品瓶外的7种废物样品各2.50 g置于棕色玻璃瓶中，分别加入垃圾渗滤液250 mL，温度分别设置为5、25、40 ℃，密封后固定在翻转式振荡装置上，翻转速率为30 r/min，设置浸提时间30 d后，使用抽滤装置过5 mm滤纸，收集浸出液并编号，置于冰箱中保存.

1.3.3不同表面活性剂浓度下的浸出试验

取粒径为1 cm的除HDPE洗护用品瓶外的7种废物样品各2.50 g置于棕色玻璃瓶中，分别加入垃圾渗滤液250 mL，并以1.2×10-3mol/L的临界胶束浓度加入表面活性剂十二烷基苯磺酸钠(主要用于洗衣粉等产品作为活性物)，表面活性剂浓度分别为10、25和50 mg/L. 密封后于25 ℃下固定在翻转式振荡装置上，翻转速率为30 r/min，设置浸提时间30 d后，使用抽滤装置过5 mm滤纸，收集浸出液并编号，置于冰箱中保存.

1.4 预处理方法

取过滤后的渗滤液250 mL，加入回收率指示物13C-PCB-141 (40 μg/L，100 μL)，用250 mL二氯甲烷进行24 h连续液液萃取. 萃取物经漏斗(无水硫酸钠+石英棉)过滤后旋转蒸发浓缩至1～2 mL，再加入5 mL正己烷进行溶剂置换，重复3次后浓缩至1～2 mL. 将浓缩液转移至复合硅胶层析柱，用100 mL体积比为1∶1的正己烷、二氯甲烷混合液洗脱，洗脱液旋转蒸发至1～2 mL，氮吹浓缩至近干，加进样标13C-PCB-208(19.2 μg/L，50 μL)后，用GC-MS测定.

1.5 仪器分析

采用Agilent 7890 GC-NCI/5975C MSD气相色谱质谱仪进行定性和定量检测，参照文献[24]设定仪器参数. 毛细管色谱柱，Agilent DB-5MS，15 m×0.25 mm × 0.1 μm，石英毛细管柱；载气，高纯氦气(≥99.999%)；恒定柱流量，1.0 mL/min. 进样口温度为250 ℃；低溴组单体(BDE28、BDE47、BDE66、BDE85、BDE99、BDE100、BDE138、BDE153、BDE154、BDE183和BDE190)采用不分流进样，高溴组单体(BDE196、BDE197、BDE201、BDE202、BDE203、BDE205、BDE206、BDE207、BDE208和BDE209)采用分流进样，分流比为10∶1. 升温程序：初始温度为80 ℃，保持0.75 min；然后以10 ℃/min升至260 ℃；再以20 ℃/min升至290 ℃，保持12 min.

离子源：NCI，离子源温度为150 ℃，四级杆温度为150 ℃，MS传输线温度为280 ℃；溶剂延迟6 min；反应气为高纯甲烷(≥99.99%)；全扫描测定方式的扫描范围为50～900 amu，选择离子检测方式(SIM)对化合物进行定量分析.

1.6 质量控制

以BDE单标对污染物进行定性分析，将21种单体分为2组，即低溴组和高溴组，再用内标法对其进行定量分析. 低溴组BDE混合标准溶液的含量梯度分别为2.5、5、10、20、40、80和100 μg/L，高溴组BDE混合标准溶液的含量梯度分别为25、50、100、200、400、800、1 000 μg/L.

在分析过程中设置空白试验、空白加标试验、基质加标试验及基质加标平行试验. 在实际测定中，每批样品增加1个空白样以检验试剂和容器的清洁程度，同时每批样品增加1个含21种BDE组分混标的基质加标样. 样品中回收率指示物13C-PCB-141的回收率为89.2%，BDE196、BDE203、BDE205、BDE206、BDE207和BDE208的方法检测限分别为6.52、5.13、8.57、4.87、6.20和4.11 μg/L，其余BDE单体的检测限为0.04～2.71 μg/L.

2 结果与讨论

2.1 不同废物中PBDEs浸出量随时间的变化

不同废物中PBDEs浸出量在120 d内的变化情况如图1所示. 由图1可见，不同废物中PBDEs浸出量表现为阻燃ABS>PS电视机>PP洗衣机>HDPE洗护用品瓶>PVC管材>PE-RT管材>PP-R管材>PP塑料板凳，日用塑料制品类中PBDEs的浸出量总体低于废拆解塑料类. 其中，PP塑料板凳中PBDEs浸出量最低，第120天时为 14 963 pg/mL；PBDEs浸出量最高的废物为阻燃ABS，仅浸出1 d时PBDEs浸出量就达 10 301 pg/mL，第120天时达 69 648 pg/mL，由于其多用于电子产品外壳中，需要较好的阻燃能力，所以其中添加了大量溴系阻燃剂. 这与李颖[17]对电视和计算机显示器外壳中PBDEs的浸出结果相类似，但总体高于加拿大Danon[25]对1985—1989年制造的电子元件中PBDEs的研究结果，可能因为Danon[25]采用的是间歇式振荡浸出，而笔者采用的是连续振荡浸出，浸出效果更好. 阻燃ABS在第15、60天时浸出量略有降低，可能是其中高溴代同系物脱溴导致[26]. 同时试验结果也说明，含PBDEs的生活垃圾在填埋场渗滤液作用下存在较为严重的二次释放问题.

图1 不同废物中PBDEs浸出量随时间的变化情况Fig.1 Changes of PBDEs leaching amount in different wastes with time

图2 不同废物中PBDEs浸出量随时间的变化情况Fig.2 Changes of PBDEs leaching amount in different wastes with time

由图2可见，不同废物中PBDEs浸出量随时间的延长均呈良好的线性增长趋势. SUN等[27]通过在密封的FEP瓶中用PUF作为吸附剂吸收电子垃圾塑料中的PBDEs也得到了相似结果. 如图2所示，除阻燃ABS外，其他废物样品中PBDEs浸出量与时间的线性相关系数均在0.94～0.97范围内；阻燃ABS的略低，为0.87，这可能是由于其聚合物基质中存在较多大分子物质，大分子在扩散过程中会遇到更大的空间位阻，影响其扩散[17]. 从图2可以明显看出，随着时间的延长，阻燃ABS、PS电视机、PP洗衣机、HDPE洗护用品瓶中PBDEs浸出量的增长斜率较大，浸出速率较快，推测是由于其分子结构稳定性相对较差造成的. 该研究结果表明，在第120天时所有废物样品中的PBDEs还在持续释放，固液体系未达到平衡，可见废旧塑料PBDEs在渗滤液中的释放是一个漫长的过程，更长时间的释放规律有待进一步研究.

由图3可见，日用塑料制品类中的PP-R管材在初始时五溴联苯醚的浸出量普遍较高，其中BDE99浸出量占PP-R管材浸出总量的比例最高，为22.8%，浸出1 d时就达57.7 pg/mL；BDE209浸出量随时间的延长迅速升高，在90 d时达浸出总量的92.2%. PE-RT管材中十溴联苯醚浸出量一直处于最高比例，在15 d时达其浸出总量的93.9%，除此之外，五溴联苯醚和七溴联苯醚也具有一定优势，同时可以看出PP-R和PE-RT管材中PBDEs同系物组成相似，原因可能是其共聚物中都含有PE单体且具有相同用途. 第60天时，PVC管材中的BDE209浸出量为 14 723.34 pg/mL，此时占其浸出总量的比例达到峰值，为93.7%；BDE85和BDE153浸出量占比在第15天时较高，分别为29.1%和32.0%. PP塑料板凳中BDE209浸出量仍处于绝对优势(除第5天外)，第5天时BDE183浸出量最高，为499 pg/mL，占其浸出总量的25.7%. 浸出45 d后，HDPE洗护用品瓶中的BDE209浸出量稳居其浸出总量的90%以上，最高达95.2%，这也是所有废物PBDEs同系物组成中比例最高的同系物，除此之外，BDE183浸出量也较高，在5 d时达浸出总量的15.2%.

废拆解塑料类的PP洗衣机中BDE209占其浸出总量的比例稳步增长，在60 d后一直稳定在95%左右，这是由于十溴联苯醚多添加于耐冲性聚苯乙烯材料中，而该材料多用于生产电子电器产品的塑料外壳[27]，这也与Kim等[28]测定的结果相一致. PS电视机中除BDE209外，BDE183和BDE206浸出量占比均较高，可见其组成中高溴代同系物占绝对优势. 阻燃ABS中，从整体情况来看，BDE183和BDE209浸出量占比相差不大，与其他废物不同的是，在浸出初始15 d内，BDE209浸出量占比远低于其平均水平，而30 d后表现出急剧增长趋势，这可能是因为PBDEs需要从塑料外壳的有机聚合物框架中溢出，并在渗滤液的有机相中溶解，由于这一浸出和扩散过程是在不连续的有机物通道中进行，所以该过程需要通过一定时间才能实现和完成[27].

综上，在所有同系物中BDE209和BDE183的总体浸出量较高，Choi等[29]的浸出试验结果也证实了这一点，其中BDE209的浸出量占比远高于其他同系物，这与我国多溴联苯醚生产使用的调研情况相吻合，即商用十溴联苯醚是含溴阻燃剂中使用最为广泛的产品.

2.2 不同废物中PBDEs浸出量随温度的变化

由图4可见，5 ℃时PP洗衣机和PS电视机中PBDEs浸出量均达自身最大值，其他废物中PBDEs浸出量均在40 ℃时达自身最大值，该差异可能与废物的不同结构组成有关. PVC管材、PP塑料板凳和阻燃ABS中PBDEs浸出量变化较为不稳定，推测也是因为其基质中大分子物质遇到的空间位阻干扰造成的[17]. PP-R管材和PE-RT管材中PBDEs浸出量随温度升高而逐渐增加，可能是由于较高的温度使其扩散速度增加，从而加快PBDEs的释放速率[27]. 总体来看，PS电视机中PBDEs的浸出量在所有废物中为最高，可达 44 769 pg/mL，且其较好的耐高温性使其易在低温情况下产生较高的PBDEs浸出量. PE-RT 管材中PBDEs的浸出量在所有废物中为最低，自身浸出量最大值仅为 5 147 pg/mL. 究其原因：①PE-RT管材由乙烯单体和1-辛烯单体共聚而成，分子结构稳定，有机污染物不易浸出; ②作为一种新型环保管材用料，其阻燃剂添加量少，对环境污染程度低，由于耐高温和低温性能均较好，PBDEs浸出量受温度的影响也相对较小.

2.3 不同废物中PBDEs浸出量随表面活性剂浓度的变化

由图5可见，表面活性剂十二烷基苯磺酸钠浓度为25 mg/L时，PP-R管材、PP塑料板凳、PP洗衣机和PS电视机中PBDEs浸出量均较高，其中以PS电视机中PBDEs浸出量为最高，达 136 553 pg/mL，PBDEs浸出量最低的为PP-R管材，为 2 014 pg/mL；十二烷基苯磺酸钠浓度为50 mg/L时，PE-RT管材、PVC管材和阻燃ABS中PBDEs的浸出效果更好，其中阻燃ABS的PBDEs浸出量最高，为 8 911 pg/mL，PVC管材的PBDEs浸出量最低，为 1 590 pg/mL. PE-RT管材和PVC管材中的PBDEs浸出量随十二烷基苯磺酸钠浓度的升高而逐渐增加，推测十二烷基苯磺酸钠可能对PBDEs的释放有一定的促进作用.

图3 不同废物中PBDEs各同系物组成随时间的变化情况Fig.3 Changes in composition of homologues of PBDEs in different wastes over time

图4 不同废物中PBDEs浸出量随温度的变化情况Fig.4 Changes of PBDEs leaching amount with temperature in different wastes

图5 不同废物PBDEs浸出量随十二烷基苯磺酸钠浓度的变化情况Fig.5 Changes in PBDEs leaching amount of different wastes with surfactant concentration

Jackson等[30]研究结果表明，十二烷基苯磺酸钠对难降解有机物有一定的增溶作用；还有研究[31-33]发现，十二烷基苯磺酸钠在一定范围内可以通过增加微生物的数量和活性来促进苯的降解，且促进作用随其浓度的升高而逐渐增加，但超过最优浓度后会抑制降解. 所以，十二烷基苯磺酸钠浓度为50 mg/L时，PP-R 管材、PP塑料板凳、PP洗衣机和PS电视机中PBDEs的降解可能受到抑制，导致浸出量降低.

无论是日用塑料制品类还是拆解塑料类，其中含有的PBDEs浸出到渗滤液中的过程均涉及固液相界面间的分配问题. 李颖[17]使用去离子水和渗滤液分别对塑料外壳做浸出研究，发现浸出液中BDE-209的浸出量主要来源于塑料外壳表面细小颗粒的逸散，同时逸散颗粒中的有机物又促进了PBDEs的浸出，而且由于垃圾填埋场中渗滤液本身的复杂性，渗滤液中的有机相和颗粒相也会对PBDEs的浸出起促进作用. 由于PBDEs的浸出过程较为复杂，故在实验室模拟的基础上进行浸出规律研究，存在一定的不确定性，可能会与实际填埋情况有所差异. 如浸出试验使用的是翻转式振荡装置，废物样品与渗滤液得到充分接触，而在实际垃圾填埋过程中生活垃圾未必完全浸入渗滤液，所以得到的试验结果可能偏高，此外样品的粒径大小以及溶解性有机质浓度的不同等因素都可能会影响PBDEs浸出量，今后尚需做进一步深入研究.

3 结论

a) 不同废物中PBDEs浸出量随时间的延长整体呈线性增加趋势，其中，PP塑料板凳中PBDEs浸出量最低，阻燃ABS中PBDEs浸出量最高，除阻燃ABS外，其他废物中PBDEs浸出量与时间的线性相关系数均在0.94～0.97范围内. 在所有同系物中BDE209和BDE183的总体浸出量较高，其中，BDE209浸出量远高于其他同系物.

b) 5 ℃时PP洗衣机和PS电视机中PBDEs浸出量均达到自身最大值，其他废物中PBDEs浸出量均在40 ℃时达到自身最大值，其中PP-R管材、PE-RT 管材中PBDEs浸出量随温度的升高而逐渐增加.

c) 表面活性剂十二烷基苯磺酸钠浓度为25 mg/L 时，PP-R管材、PP塑料板凳、PP洗衣机和PS电视机中PBDEs的浸出量均较高，其中以PS电视机中的浸出量为最高，PBDEs浸出量最低的为PP-R管材；十二烷基苯磺酸钠浓度为50 mg/L时，PE-RT管材、PVC管材和阻燃ABS中PBDEs的浸出效果更好，其中阻燃ABS中的PBDEs浸出量最高，PVC管材中的PBDEs浸出量最低. 在实验室模拟的基础上进行浸出规律研究，可能会与实际填埋情况有所差异，如废物样品与渗滤液的接触面积、样品的粒径以及溶解性有机质的浓度等因素都可能会影响PBDEs浸出量，今后尚需做进一步深入研究.