中華大學 碩士論文

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中華大學 碩士論文

題目:含垃圾焚化底渣瀝青混凝土 生物毒性之研究

系 所 別:土木與工程資訊學系碩士班 學號姓名:M09404035 薛毓翰

指導教授:邱垂德 博士

中華民國 九十六 年 八 月

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誌謝

承蒙恩師 邱垂德教授在毓翰碩士班求學期間,對於毓翰處事態 度的細心指點與不斷的鼓勵,並於論文研究期間給于學術上的指導與 建議,讓毓翰獲益良多,受用無窮,師恩浩蕩,將永銘於心。恩師認 真負責的處事態度及嚴謹的治學精神,為毓翰一生的典範,在此敬上 由衷的敬意與無限的祝福。

本論文撰寫初成期間,承蒙本校講座教授楊萬發博士、元培科技 大學環衛系教授吳南明博士,擔任審核委員,對毓翰論文逐字斧工、

巨細靡遺的指正與觀念澄清,並惠賜寶貴的意見,使得本論文得以更 加詳實且完備,在此敬上最誠摯的敬意與謝意。

求學期間感謝元培科技大學環衛系吳南明教授、中研院生物多樣 性研究中心吳俊宗副主任、本校環能所詹武忠教授、黃思蓴教授及本 校生物資訊系張慧玫教授等諸位師長,在學識上之傳授與教導,在此 一並致上最高謝意。論文研究期間,感謝同窗好友俊奇、奕祥、楷霖、

建凱,學弟政雄、福民、偉鈞及偉成等的大力協助;學長理成、振緯、

嶺億、信樺、國書、福國、冠筠等的鼓勵;同學玟玲、逸瑜、俊傑、

文彥、樺姿、美雯、君瑋、欣怡在課業上相互扶持與鼓勵,另外感謝 好友國軒、碧珠、芷妍、新凱、龍勳的鼓勵與支持,於不及備載的好 友們也一併獻上千萬分感謝。

最後感謝永遠支持與關懷毓翰的家人,僅將此論文獻給毓翰摯愛 的雙親,薛進益先生與黃麗月女士。

薛毓翰 謹致於中華大學土木所

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中文摘要

以往焚化底渣再利用於瀝青混凝土之研究,大都著重在物理與工 程性質方面,在環境性質的相關研究有限,且多著重在重金屬及個別 化學物質成份上,而很少考量到對環境生態系統的整體性影響。本研 究應用具有代表整體環境危害的生物毒性試驗法,評估含垃圾焚化底 渣瀝青混凝土之環境性質。

本研究參考國內外相關文獻,得知焚化底渣在短期批次溶出呈極 毒性,故進一步模擬焚化底渣瀝青混凝土在不透水鋪面形式上對環境 之影響,首先在實驗室夯製高低兩種焚化底渣添加量之瀝青混凝土試 體,進行實驗室平板溶出試驗,所得溶出液進行生物毒性試驗、水質、

重金屬含量分析;再將所得數據搭配宿命傳輸程式模擬,探討含垃圾 焚化底渣瀝青混凝土對環境可能造成的危害。

依據本研究結果顯示,含 25%與 50%焚化底渣瀝青混凝土平板 溶出液之毒性強度約在中毒性至高毒性之間,配以重金屬濃度之數據 執行宿命傳輸程式模擬,求出在最嚴苛的降雨條件下,表面逕流中七 種重金屬的濃度及生物毒性值,重金屬濃度方面則以鎳 64.62ppm 為 最高,其次為鉻為 31.81ppm、鉛 7.78ppm、鋅 3.03ppm、鎘 2.03ppm 銅0.49 ppm、最後為錳 0.34ppm,而生物毒性值則判定為無毒性。

關鍵詞:焚化底渣、生物毒性、平板溶出試驗、宿命傳輸模式

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ABSTRACT

The studies of using Municipal Solid Waste Incinerator Bottom Ash (MSWIBA) in asphalt concrete in the past focused on physics, engineering, the composition of heavy metals, its chemical affect, and influence on the environment. My studies use Biological Toxicity to represent its harm towards the environment to estimate the environment quality of MSWIBA.

In a similar study, we found that MSWIBA is toxic in a short term batch leaching test. So we implemented MSWIBA in the form of Impermeable to know its influence on the environment. First, we mixed in varying amounts of more or less MSWIBA asphalt concrete to try Flat Plate Leaching Test in the laboratory. We analyzed the end product of the experiment to record its biological toxicity, water quality, and it’s concentration of heavy metals. We correlated our results to the Transport and Fate Model so we can discuss the potential environmental harm that MSWIBA may cause.

According to the result of the studies, we know that between 25%

and 50% of MSWIBA, the toxicity falls between the middle and high levels of toxicity, according to the data found in the Transport and Fate Model. In the strictest circumstances of rainfall, the highest consistency and toxicity of the seven metals in surface runoff are; Nickel 64.62ppm, Chromium 31.81ppm, Lead 7.79ppm, Zinc 3.03ppm, Cadmium 2.03ppm, Copper 0.49ppm, and Manganese 0.34ppm. This concentration is not toxic and thus biologically safe.

Key word:Municipal solid waste incinerator bottom ash (MSWIBA) Biological Toxicity, Flat Plate Leaching Test

Transport And Fate Model

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目錄

致謝... I 中文摘要...II ABSTRACT...III 目錄... IV 表目錄... XIV 圖目錄... XVII

第一章 前言...1

1-1 研究背景 ...1

1-2 研究動機 ...2

1-3 研究目的 ...2

1-4 研究方法與架構 ...3

第二章 文獻回顧 ...5

2-1 垃圾焚化底渣材料之性質與再利用情況...5

2-1-1 垃圾焚化底渣之來源與分類 ...5

2-1-2 焚化底渣特性...7

2-1-3 焚化底渣再利用於瀝青混凝土現況 ...12

2-1-4 焚化底渣再利用之環境衝擊 ...16

2-2 垃圾焚化底渣再利用之毒性評估效應...19

2-2-1 化學分析...19

2-2-2 生物毒性試驗法介紹 ...23

2-2-3 焚化底渣性毒性篩析探討 ...28

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2-3-1 焚化底渣重金屬溶出模式 ...35

2-3-2 焚化底渣重金屬溶出因子 ...36

2-3-3 溶出試驗之重要性與常見方法 ...38

2-3-4 溶出試驗(Flat Plate Leaching Test)應用於焚化底渣 路面...43

2-4 再生材料之宿命傳輸模式...47

2-4-1 污染物的特性及其宿命 ...47

2-4-2 再生材料之健康風險評估 ...51

2-4-3 宿命傳輸模型介紹(IMPACT) ...55

2-4-4 焚化底渣之重金屬傳輸模式 ...60

第三章 研究計畫與實驗方法 ...63

3-1 材料準備與實驗項目...63

3-1-1 材料來源及拌製垃圾焚化底渣瀝青混凝 ...63

3-1-2 溶出試驗...66

3-2 溶出液化學性質分析...68

3-2-1 水質分析...68

3-2-2 重金屬分析...69

3-2-3 陰陽離子分析...70

3-3 水蚤培養與生物毒性試驗...71

3-3-1 儀器設備與耗材...72

3-3-2 水蚤培養與馴養...73

3-3-3 水蚤靜水式急毒性試驗(48 小時)...74

3-4 藻類培養與生物毒性試驗...76

3-4-1 儀器設備與耗材...76

3-4-2 藻類培養與葉綠素 a 量測...78

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3-4-3 藻類靜水式急毒性試驗(24 小時)...81

3-5 實驗設計與數據分析...83

3-5-1 試驗流程...84

3-5-2 統計分析方法...86

3-5-3 宿命傳輸模式...87

第四章 實驗結果 ...91

4-1 供試生物培養 ...91

4-1-1 水蚤培養情況...91

4-1-2 藻類培養情況...92

4-2 生物毒性試驗 ...93

4-2-1 溶出試驗溶出液水質分析 ...94

4-2-2 溶出液水蚤生物毒性分析結果 ...99

4-2-3 溶出液藻類生物毒性分析結果 ...103

4-3 溶出液之重金屬含量...106

4-3-1 重金屬含量統計分析 ...106

4-3-2 陰陽離子濃度統計分析 ...109

4-3-3 相關性分析結果...111

4-4 宿命傳輸模式分析 ...113

4-4-1 IMPACT 分析結果...113

4-5 綜合分析 ...118

第五章 結論與建議 ...121

5-1 結論 ...121

5-2 建議 ...123

參考文獻...124

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附錄一 水質分析數據 ...131

附錄二 水蚤生物毒性試驗數據 ...132

附錄三 藻類生物毒性試驗數據 ...133

附錄四 平板溶出試驗重金屬濃度紀錄表 ...134

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表目錄

表2-1 焚化底渣成分分析結果 ...10

表2-2 國內都市垃圾焚化底渣元素組成...11

表2-3 歐美日等國家焚化底渣再利用方式...13

表2-4 國外試鋪例案 ...15

表2-5 重金屬在土壤及植物中的臨界毒性...17

表2-6 常見之重金屬種類、特性及其毒害性...18

表2-7 毒性指標意義 ...22

表2-8 COLEMAN 生物毒性效應分級表 ...22

表2-9 美國 NCHPR 生物毒性效應分級表...23

表2-10 標準生物毒性試驗法及其生物種...26

表2-11 環檢所公告之生物檢測方法一欄表 ...27

表2-12 以 24 小時批次溶出試驗比較各材料原始狀況及拌合成再應 用形式之藻類生物毒性值...31

表2-13 NCHRP 焚化底渣溶出試驗化學分析與生物毒性分析 ...32

表2-14 NCHRP 焚化底渣溶出試驗化學分析與生物毒性分析(續).33 表2-15 重金屬種類對水蚤及藻類之毒性值...34

表2-16 有機物類對水蚤及藻類之毒性值...34

表2-17 各國溶出試驗方法一欄表...42

表2-18 美國 NCHRP 進行 12 種廢棄物溶出試驗...44

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表2-20 公路設計規範 ...59

表3-1 本研究一般石材與焚化底渣基本性質數據表...63

表3-2 焚化底渣取代混合料體積 25%之重量換算表 ...64

表3-3 焚化底渣取代混合料體積 50%之重量換算表 ...65

表4-1 本實驗室與環檢所水蚤對十二烷基硫酸納 48 小時 LC50...92

表4-2 本研究溶出液 PH 值數據表...95

表4-3 美國 NCHRP 平板溶出試驗 PH 值數據表 ...95

表4-4 溶出液 PH 值統計分析表...96

表4-5 本研究溶出液溶氧量數據表...97

表4-6 溶出液溶氧量統計分析表...97

表4-7 本研究溶出液導電度數據表...98

表4-8 溶出液導電度統計分析表...99

表4-9 本研究 25%焚化底渣瀝青混凝土 48 小時水蚤 LC50毒性判別 ...101

表4-10 本研究 50%焚化底渣瀝青混凝土 48 小時水蚤 LC50毒性判別 ...102

表4-11 水蚤 48 小時毒性試驗 LC50之統計分析表...103

表4-12 藻類 24 小時毒性試驗藻細胞成長速率統計分析表...106

表4-13 本研究溶出液重金屬濃度數據表...107

表4-14 溶出時間與焚化底渣添加量對重金屬銅統計分析表...108

表4-15 溶出時間與焚化底渣添加量對重金屬錳統計分析表...109

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表4-16 溶出時間與焚化底渣添加量對重金屬鎳統計分析表...109 表4- 17 本研究溶出液陰離子濃度數據表...110 表4- 18 本研究溶出液陽離子濃度數據表...111 表4-19 本研究探討水樣之生物毒性與重金屬濃度相關係數表....112 表4-20 本研究 IMPACT 模擬數據表 ...117 表4-21 NCHRP 公路表面逕流污染物組成成分與來源 ...117 表4-22 NCHRP 公路表面逕流污染物濃度表...118 表4-23 本研究二種不同百分比之焚化底渣瀝青混凝土經溶出試驗 之各項實驗綜合數據表...119 表4-24 本研究二種不同百分比之焚化底渣瀝青混凝土經溶出試驗 之各項實驗綜合數據表(續)...120

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圖目錄

圖1-1 本研究方法流程圖 ...4

圖2-1 垃圾焚化底渣經由焚化爐燃燒產生流程圖...6

圖2-2 本研究取樣場之垃圾焚化底渣處理流程圖...7

圖2-3 垃圾焚化底渣烘乾前後外觀差異...8

圖2-4 垃圾焚化底渣再利用處理流程圖...13

圖2-5 NCHRP 道路使用再生材料對環境性質評估流程架構圖 ...29

圖2-6 簡易溶出模式重金屬累積溶出比例與時間平方根之關係....40

圖2-7 NCHRP 針對溶出試驗之六種溶出模式...46

圖2-8 污染物宿命之作用圖 ...51

圖2-9 地下水污染場址健康風險評估宿命傳輸模式參數表...54

圖2-10 再生材料使用 IMPACT 傳輸模式種類 ...55

圖2-11 NCHRP 環境參數流程圖...56

圖2-12 降雨類型選擇 ...57

圖2-13 NCHRP 鋪面類型曼寧粗糙係數表...58

圖2-14 道路滲出液逕流長度 ...59

圖3-1 本研究一般瀝青混凝土級配粒徑分布圖...64

圖3-2 本研究含焚化底渣 25%瀝青混凝土級配粒徑分布圖 ...65

圖3-3 本研究含焚化底渣 50% 瀝青混凝土級配粒徑分布圖 ...66

圖3-4 本研究溶出試驗流程圖 ...67

圖3-5 本研究重金屬(AA)檢測流程圖...69

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圖3-6 本研究所用之離子層析儀...70

圖3-7 本圖大型水蚤之放大照片與體型構造圖...71

圖3-8 本研究培養水蚤餌料(綠藻)之設備 ...73

圖3-9 水蚤毒性試驗流程圖 ...76

圖3-10 本研究所使用之螢光光度計...77

圖3-11 本研究培養藻類之設備 ...78

圖3-12 葉綠素 A 量測流程圖 ...81

圖3-13 藻類毒性試驗流程圖 ...83

圖3-14 本研究實驗流程圖 ...85

圖3-15 參考環境與再生材料種類視窗操作介面...87

圖3-16 環境參數視窗介面圖 ...88

圖3-17 降雨參數視窗介面 ...89

圖3-18 物理參數視窗介面 ...89

圖3-19 模式參數視窗介面 ...90

圖4-1 本研究培養之藻種藻細胞成長曲線圖...93

圖4-2 本研究 25%焚化底渣瀝青混凝土 48 小時水蚤 LC50...100

圖4-3 本研究 50%焚化底渣瀝青混凝土 48 小時水蚤 LC50...101

圖4-4 本研究 50%焚化底渣瀝青混凝土 24 小時藻細胞抑制成長速 率...104

圖4-5 本研究 50%焚化底渣瀝青混凝土 240 小時藻細胞抑制成長速 率...104

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圖4-6 本研究 50%焚化底渣瀝青混凝土(1-2)24 小時藻類 EC50值 ...105 圖4-7 本研究 50%焚化底渣瀝青混凝土(10-2)240 小時藻類 EC50值 ...105 圖4-7 本研究水樣鉻金屬對 LC50 之相關分析圖...112 圖4-8 本研究水樣銅金屬對 LC50 之相關分析圖...113 圖4-9 本研究降雨強度及延時對宿命傳輸(INPACT)程式模擬之表面 逕流污染物濃度之關係圖(50%焚化底渣瀝青混凝土) ...115 圖4-10 本研究降雨強度及延時對宿命傳輸(INPACT)程式模擬之表面 逕流污染物濃度之關係圖(50%焚化底渣瀝青混凝土) ...116

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第一章 前言

1-1 研究背景

近年來,隨著人口的日益成長及都市型態的改變,廢棄物的產量 與日俱增,在有限的國土資源下,環境保育工作已經是當前重要的課 題,對於污染源的防治及管理之要求性,更具有相對的迫切性。1987 年聯合國第 42 屆大會之「世界環境與發展委員會」(The World Commission on Environment and Development, WCED),提出「永續發 展(Sustainable Development」觀念後,環境保護問題由原先的污染 控制層面推向污染預防與資源利用的層面。

一般經由焚化爐燃燒過後的垃圾,體積減少 90%,重量減少約 70% [1],使廢棄物特性轉變為安定化、無害化,再加上台灣地區掩 埋場址取得不易,因此,焚化處理已成為台灣垃圾處理的主要方式。

目前營運中的 22 座焚化爐每年焚化垃圾量達 560 萬公噸,產生的焚 化底渣量則為100 萬公噸,這些焚化爐燃燒所產生的灰渣,漸漸成為 另一種新的廢棄物處理問題。因此環保署於 2004 年提出「環境保護 三年行動計劃之垃圾全分類零廢棄群組行動計畫」政策[2],除了以 垃圾分類促進資源回收外,亦加強推動焚化底渣再利用,使焚化底渣 資源化,而達到零掩埋的目標。

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1-2 研究動機

根據文獻指出,焚化底渣性質再利用方向大多使用在道路級配 料,但焚化底渣含有微量重金屬及溶解性鹽類或其他有害物質,可能 會滲出污染物而使週遭環境受到破壞,因此有必要對焚化底渣重金屬 滲出對環境影響多加評估考量。以往對焚化底渣再利用都採用事業廢 棄物毒性特性溶出程序(Toxicity Characteristic Leaching Procedure,簡 稱TCLP)加以檢測,當 TCLP 所檢測到的重金屬低於「有害事業廢棄 物認定標準」界限值,即可視為對環境影響不明顯,但此評估對於生 物及生態並無具體的考量,有些化學物質在某個特定條件下因而造成 環境生態的破壞。美國國家型公路研究計劃(National Cooperative Highway Research Program,簡稱 NCHRP)[3]則對廢棄物再利用方式 進行不同溶出試驗外,並提出生物毒性試驗來評估廢棄物初步之毒性 及對環境的影響,因此本研究參考NCHRP,針對焚化底渣之再利用,

在實驗室模擬道路表面實際滲流狀況,考量焚化底渣瀝青混凝土毒性 情況,以避免造成環境生態影響。

1-3 研究目的

基於以上的研究背景與動機, 本研究以北部焚化廠處理過後的 焚化底渣,拌製不同添加量之垃圾焚化底渣瀝青混凝土,於實驗室進 行平溶出試驗(Flat Plate Leaching Test),並於溶出試驗所得之溶出液 進行重金屬濃度分析、陰陽離子濃度分析、生物毒性試驗及執行焚化 底渣瀝青混凝土宿命傳輸模式(Transport And Fate Model),以確定垃 圾焚化底渣瀝青混凝土溶出液是否具有環境危害。本研究之目的如 下:

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1、探討垃圾焚化底渣瀝青混凝土再利用時之環境衝擊影響。

2、由平板溶出試驗評估焚化底渣瀝青混凝土之重金屬濃度與水質情 況。

3、應用生物毒性試驗法評估含焚化底渣瀝青混凝土之毒性情況。

4、應用宿命傳輸程式模擬實際路面滲出毒性與生物毒性值。

5、探討降雨強度與延遲時間對焚化底渣瀝青混凝土溶出毒性之響。

1-4 研究方法與架構

本研究經由國內外相關文獻的蒐集,瞭解焚化底渣基本性質、國 內外對於焚化底渣再利用之環境衝擊,以生物毒性評估環境性質的重 要性及了解污染物的宿命傳輸模式,因此,本研究先取得焚化底渣進 行基本分析,夯製焚化底渣瀝青混凝土試體進行實驗室平板溶出試 驗,並利用該實驗室所培養兩種供試生物體,將所得之溶出液進行水 質分析(pH 值、溶氧量、導電度)、重金屬濃度分析、陰陽離子濃度分 析、生物毒性試驗及宿命傳輸程式模擬,最後依研究結果提出結論與 建議,本論文之架構如圖1-1 所示。

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圖1-1 本研究方法流程圖

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第二章 文獻回顧

本章整理國內外相關文獻,首先瞭解焚化底渣的性質與再利用情 況,接著對焚化底渣再利用時環境之毒性影響,及將拌製焚化底渣瀝 青混凝土後運用在不同鋪面型態對環境性質評估方法,最後則敘明再 生材料中污染物之宿命傳輸模式。

2-1 垃圾焚化底渣材料之性質與再利用情況

本節主要說明垃圾焚化底渣的來源、物理特性、化學特性、再利 用於瀝青混凝土之現況及焚化底渣對環境之衝擊。

2-1-1 垃圾焚化底渣之來源與分類

都市垃圾焚化底渣(Municipal Solid Waste Incinerator Bottom Ash, 簡稱為MSWIBA)是指一般都市垃圾焚化廠燃燒垃圾後的副產物。一 般焚化爐所產生副產物有細渣(Grate Shifting)、底渣(Bottom Ash)、

鍋爐渣(Boiler Ash)、集塵灰或飛灰(Precipitator Ash or Fly Ash)四 種。分類敘述如下[4]:如圖2-1。

1.細渣(Grate siftings/riddlings)

由爐床之爐條間細縫落下,經由集灰斗槽收集其成分包含有玻 璃碎片、陶瓷、及其他金屬物質,通常小於1.3公分。

2.底灰(Bottom ash)

底灰指焚化後由爐床末端排出之殘留物質,主要含燃燒後之灰分 及不完全燃燒之殘留物(如鐵絲、玻璃、水泥磚塊等等),一般是 經由水淬調濕冷卻後再送出來,故含水量較高,顆粒分佈範圍 大,以4.76-25.4mm間之顆粒最多。

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3.鍋爐灰(Boiler ash/heat recovery ash)

係指由焚化廠內熱回收鍋爐內所產生,為由廢氣中懸浮顆粒被鍋 爐所收集,一般而言,粒徑均小於30號篩。

4.集塵灰與飛灰(Fly ash)

是由焚化廠空氣污染防制設備(APC)所收集到的粒狀物質,一般 經由旋風集塵器、靜電集塵器、或袋濾式集塵器所收集,若焚化 爐使用乾式或半乾式洗煙塔時,其另含一些反應物(CaCl2、CaSO4 等),及一些未反應掉的鹼劑(Ca(OH)2等)。

以上之灰渣來源,一般歸為兩大類;細渣、底灰歸類為底渣,鍋 爐灰、集塵灰或飛灰歸類為飛灰。歸類出後的底渣,必須進行破碎、

篩分及磁選分離處理,採用底渣 e 級配作為再利用之材料,如圖 2-2 為焚化底渣處理流程圖。本研究是依照我國環保署法規規定之處理過 後的焚化底渣,取代瀝青混凝土之部分骨材,也就是將焚化底渣再利 用為瀝青路面鋪築材料,並探討對生態環境之衝擊為主。

細渣 底渣 鍋爐渣 飛灰 反應灰

圖2-1 垃圾焚化底渣經由焚化爐燃燒產生流程圖[5]

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圖2-2 本研究取樣場之垃圾焚化底渣處理流程圖[6]

2-1-2 焚化底渣特性 1、焚化底渣物理性質

垃圾焚化底渣剛從焚化廠產出時呈黑褐色,其中夾雜許多的鐵及 非鐵金屬及大型磚瓦,底渣在焚化廠經特殊調濕裝置淬火,所以底渣 的含水量高達30%。外觀顏色呈黑色,散發出類似腐敗臭味,而經過 105℃烘箱烘24小時,外觀顏色則偏灰白色,有成團塊現象,經手揉 搓或搖篩機振動即可分散,圖2-3為焚化底渣烘乾前及烘乾後照片[7]。

進料斗

粗篩分離

磁選分離

磁選分離

鐵處理流程

磁選分離

細篩分離

風選機

級配處理

非鐵金屬分離

非鐵金屬處理

篩選

e 級配

未完全 燃燒產物

顆粒破碎

鐵金屬 非鐵金屬 焚化底渣

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烘乾前 烘乾後

非鐵金屬、陶瓷、玻璃、不可燃物質及未完全燃燒的有機物質 圖2-3 垃圾焚化底渣烘乾前後外觀差異

焚化底渣屬於多孔隙輕質材料,具有高比表面積之特性,也含有 較高的吸水率,約15~25%之間,其乾固體物密度約 950Kg/cm3以上,

細顆粒部份比重為 1.5~2.0,粗顆粒部份比重為 1.8~2.4[8],均較一般 的砂石比重低,可視為輕質骨材使用,對於以往採重量法設計配料方 法,需考改採體積法進行[9]。

2.焚化底渣化學性質

焚化底渣的組成成分相當複雜,主要受到垃圾性質與焚化處理過 程為最大影響,而焚化底渣物理及化學性質,隨著焚化爐型與採樣時 間的不同而有所差異。如表2-1 所示,一般焚化底渣中主要化學組成 元素是由O、Si、Fe、Na、Al、Ca、K 及 C 等八種元素,約佔 80~90%,

少部份(約 0.1~1%)則由 Mg、Ti、Cl、Mn、Ba、Zn、Cu、Pb、Cr 等

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九種元素,微量元素部分(<0.1%,即<1000mg/kg)可能含有 Sn、Sb、

V、Mo、As、Se、Sr、Ni、Co、Ce、Ag、Hg、B、Br、F 及 I 等元素。

大部分的組成鹼金屬與鹼土金屬構成,在微量金屬部分大多是焚化過 程中吸附至底渣上的。如表2-1 所示,焚化底渣所含化學物質與一般 岩石組成類似以四種氧化物,SiO2佔35~40%、CaO 佔 10~20%、Fe2O3 佔10~20%及 Al2O3佔 10~20%為主[7]。

焚化底渣成分分析結果,由表2-2 中顯示焚化底渣主要成分與一 般無機物的成分相似,其中亦含有大量的Mg、Na、K 等易溶於水的 鹼金屬鹽類,進一步以 X-螢光分析法(XRD)分析得知[10],焚化底渣 水溶性鹽類結晶物之主要元素為Ca、Cl、Al、K、S、Na 等,這些鹽 類易與水形成氫氧化合物,其中鋁鹽易與水形成氫氧化合物而釋出氣 體,因此有不適合用於與水拌合之混凝土的說法,而焚化底渣之pH 值高達11~13 之間,推測其鹼性來源應是這些鹼金屬化合物所提供。

(28)

表 2-1 焚化底渣成分分析結果[10]

主 要 成 份 比 例 (%) 偵測方法 灼熱減量 L.O.I.(850℃)

SiO2

Al2O3

Fe2O3 CaO Mg O Na2O

P2O5 K2O

Cl

6.39~11.21 37.68~43.30

5.99~6.08 7.92~9.49 13.03~16.72

1.35~1.39 1.04~3.22 1.87~3.01 1.02~1.06 0.81~1.15

重量法 重量法 ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES 電位自動滴定 次 要 成 份 比 例 (%) 偵測方法

CuO ZnO MnO2

TiO2 S

0.26~0.40 0.38~0.57 0.14~0.19 0.41~0.47 0.48~0.52

ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES 少 量 成 份 含 量 (mg/kg) 偵測方法

BaO 總Cr

SrO Bi2O3 Co3O4

NiO Sb2O3 SnO2 V2O3

PbO CdO SeO3

Hg

687~1090 258~208 264~378 190~334 46~64 246~318 180~247 381~449 59~76 608~2500

~29

~ 0.35

ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES ICP-AES Hg 分析儀

(29)

表2-2 國內都市垃圾焚化底渣元素組成[11]

元素 底渣 飛灰 半乾式洗滌灰 不含飛灰之濕式洗滌灰

Ag 0.29-37 2.3-100 0.9-60 - Al 22000-73000 49000-9000 12000-83000 21000-39000 As 0.12-190 37-320 18-530 41-210

B 38-310 - - -

Ba 400-3000 330-3100 51-14000 55-1600

C 10000-60000 - - -

Ca 37000-120000 74000-130000 110000-350000 87000-200000 Cd 0.3-71 50-450 140-300 150-1400 Cl 800-4200 29000-210000 62000-380000 17000-51000

Co 6-350 13-87 4-300 0.5-20

Cr 23-3200 140-1100 73-570 80-560 Cu 190-8200 600-3200 16-1700 440-2400 Fe 4100-150000 12000-44000 2600-71000 20000-97000 Hg 0.02-7.8 0.7-30 0.1-51 2.2-2300 K 750-16000 22000-62000 5900-40000 810-8600 Mg 400-26000 11000-19000 5100-14000 19000-170000 Mn 83-2400 800-1900 200-900 5000-12000 Mo 2.5-280 15-150 9.3-29 1.8-11

N 110-900 - - -

Na 2900-42000 15000-57000 7600-29000 720-3400 Ni 7-4300 60-260 19-710 20-310

O 400000-500000 - - -

P 1400-6400 4800-9600 1700-4600 - Pb 98-1400 5300-26000 2500-10000 3300-22000

S 1000-5000 11000-45000 1400-25000 2700-6000 Sb 10-430 260-1100 300-1100 80-200 Se 0.05-10 0.4-31 0.7-29 - Si 91000-310000 95000-210000 36000-120000 78000 Sn 2-380 550-2000 620-1400 340-450

Sr 85-1000 40-640 400-500 5-300 Ti 2600-9500 6800-14000 700-5700 1400-4300

V 20-120 29-150 8-62 25-86

Zn 610-7800 9000-70000 7000-20000 8100-53000

(30)

2-1-3 焚化底渣再利用於瀝青混凝土現況

焚化底渣再利用方式眾多,如圖2-4 所示,焚化底渣再用利之處 理程序和流程發現,整個處理方式依其灰渣特性的不同而有很多的選 擇 [12] 。過去垃圾焚化底渣都是以掩埋方式處理,而國內近幾年也 開始對環保考量要求提高,再加上國外針對底渣資源化再利用的技術 已十分成熟,如表 2-3 所示,由表 2-3 可得知底渣應用在工程填土、

基底層、及瀝青混凝土面層使用量為最廣泛,因此國內的相關單位也 因開始朝向底渣再利用方式來解決掩埋場不足的問題。此外,歐美等 先進國家針對焚化底渣資源化再利用已有具體成果,常區分為「直接 利用」或「間接利用」等兩種方式進行資源化,可直接用於填海掩埋 及經過處理作為土木建築業之骨材使用,除了將焚化底渣資源化外,

亦同時減少天然骨材的需求量,從國外及國內再利用策略來看,應用 於道路相關工程最為廣泛[9]。一般國內對焚化底渣都傾向用於鋪面 工程當中,主要是由於鋪面工程所需材料的工程性質較具彈性,再加 上鋪面工程可大量消耗再生材料。

(31)

圖2-4 垃圾焚化底渣再利用處理流程圖[13]

表2-3 歐美日等國家焚化底渣再利用方式[14]

國別 再利用方式

美國 建築用混凝土磚、路基材、掩埋場覆土、停車場底層材料、人工漁礁、海岸侵 蝕防護應用等,或作為瀝青混凝土及卜特蘭水泥的骨材取代物。

德國 道路工程路基、隔音牆填充材、堤防建築之骨材取代物、土壤改良劑。

荷蘭 去除鹽類後海拋、工廠地基、道路路基、堤防、隔音牆、防風牆材料,或是視 為瀝青混凝土之骨材。

法國 道路之基層級配、含鐵物質回收、玻璃及其它廢水處理劑。

丹麥 工程骨材或填料。

日本 建築材料、分選處理作為骨材或製造陶瓷體、高溫熔融作為骨材、分選後回收 金屬。研究用於AC、PCC 及道路底層。

新加坡 以往運棄於掩埋場,配合環境局之零掩埋計畫,正轉移用途,做為道路基層及

(32)

關 於 垃 圾焚 化底渣 再 利 用於 瀝青混 凝 土 的研 究,美 國 早 在 1970-1980 年 代 即 由 美 國 聯 邦 公 路 局 ( Federal Highway Administration,簡稱為 FHWA)主導[15],進行許多試鋪路面,如表 2-4 所示,在這眾多的案例中顯示,經處理過後的垃圾焚化底渣,用 於取代瀝青混凝土中部份天然骨材,使用成效良好,只有一案例在試 鋪完成一年後即出現剝脫現象[6]。國內則起步較晚,近幾年才開始 研究焚化底渣再利用,因為工程性質與天然骨材相似,可以用在瀝青 混凝土中取代部份骨材,但添加百分比建議不超過20%,避免產生剝 脫現象。

(33)

表 2-4 國外試鋪例案[13、15]

案例 底渣種類 底渣添加 比(%)

瀝青含量 (%)

石灰添加

比 (%) 鋪面種類 Houston, TX

(1974) 混合灰 100 9.0 2.0 基底層 Philadelphia, PA

(1975) 混合灰 50 7.4 2.5 面層 Delaware Co.,

PA (1975) 混合灰 50 7.0 2.5 面層 Harrisburg, PA

(1975) 混合灰 50 7.0 2.5 面層 Harrisburg, PA

(1976) 混合灰 100 6.7 0.0 面層 Washington, DC

(1977) 混合灰 70 9.0 2.0 基底層

Lynn, MA (1979) 混合灰 50 6.5 2.0 聯結層及面層 Tampa, FL

(1987) 混合灰 5 - 15 - - 基底層及面層 Rochester, MA

(1992) 底渣 30 - - 基底層及面層

Laconia, NH

(1993) 爐床灰 15 5.1 - 面層

Elizabeth, NJ

(1996) 底渣 15 5.1 - 面層 Albany,NY(1983

) 底渣 - - - -

Ruskin test

cells(1990) 底渣 - - - - Shelton,CT(1992

) 底渣 - - - -

Baltimore,MD 底渣 - - - 基底層 Honolulu,HI(199

8) 底渣 5 -

Jersey

City,NJ(1998-2000 底渣 13 - - 面層 Polk County,MN

(2000-2001)

底渣/飛

- - - 面層

Brookhaven,NY(

2003) 飛灰 - - - 基底層

(34)

2-1-4 焚化底渣再利用之環境衝擊

焚化底渣再利用已經是一項必然的趨勢,但由於焚化底渣組成性 質較為複雜,根據文獻指出[16],國內都市垃圾所含的重金屬總量濃 度,都遠超過歐美各國,追究其原因主要在於垃圾減量、垃圾分類及 有害物質分離制度未完善,導致焚化底渣可能含有較高的重金屬濃 度,也因為底渣含有重金屬使得再利用時對環境生物體造成衝擊。

由於科技日益的進步,資源利用的多樣化,含重金屬原料被廣泛 的使用在各類的製品中,然而金屬種類來源相當多樣,由於底渣是為 都市垃圾焚化後的產物,因而成分及性質較不均勻,導致底渣再利用 時會有重金屬產出的疑慮,然而大部分的重金屬以硫酸鹽、氧化態、

氯鹽等化合物型態存在,由於重金屬於生物體內具有累積性與危害 性,對人體健康及生態環境之影響甚大,因此重金屬的存在勢必會影 響到焚化底渣再利用[17]。

重金屬的主要來源可分為自然形成及人為汙染,一般自然形成係 指岩層母質礦物風化自然釋出重金屬離子與化合物;人為污染係指由 人類活動如工業污染(空氣、水、土壤、廢棄物…等)和農業污染(肥料、

農業…等)所導致。而這些重金屬充斥在人們的生活環境,嚴重的影 響到人們的生活品質與身體健康,因此這些重金屬進入大氣、水、土 壤環境以各種化學性形態存在,在進入環境或生態系統會產生存留、

累積和遷移造成危害。根據研究指出[18]作物對不同重金屬的毒害程 度不一,如表2-5所示得知金屬在土壤及植物中的臨界毒性,像鎘、

鉻、汞及 對作物的毒害臨界濃度很低,對其他金屬則可容忍較高的 毒害臨界值,然而每種作物對重金屬的吸收能力也明顯不同,因此對 重金屬吸收能力高且毒害臨界濃度高時,則經由人體食入的重金屬則 會相對提高,一般重金屬進入生物體後常見的方式是經過消化道、呼

(35)

吸道和皮膚等三種吸收途徑進入生物體,表2-6為常見之重金屬種 類、特性之比較[19],綜合本節所敘述可瞭解到焚化底渣所含之重金 屬濃度,存在生物體內及環境是多具有累積性與危害性,因此焚化底 渣再利用時需注重在重金屬濃度的釋出,避免對環境造成衝擊。

表2-5 重金屬在土壤及植物中的臨界毒性[18]

植物體之臨界濃度 元素 土壤中正常

濃度範圍

土壤中臨界 毒害濃度

植物體之正

常濃度範圍 毒害 10%減產

鎘 0.01-2.0 3-8 0.1-2.4 5-30 4-200 鉛 2-300 100-400 0.2-20 30-300 - 鉻 5-1500 75-100 0.03-14 5-30 2-18 汞 0.01-0.5 0.3-5 0.005-0.17 1-3 1-8 銅 2-250 60-125 5-20 20-100 5-64 砷 0.1-40 20-50 0.02-7 5-20 1-20 鎳 2-750 100 0.02-5 10-100 8-22 鋅 1-900 70-400 1-400 100-400 100-900 註:濃度mg/kg

(36)

表 2-6 常見之重金屬種類、特性及其毒害性[19]

重金屬總類 特性 毒害性

1.原子量為 112.4,密度 8.64 g/ cm3 2.鎘金屬為銀白色,具有光澤及延展 性,可與鋅製成合金製品。

3.鎘易溶於硝酸,置於鹽酸及硝酸,

則呈現微溶性。另鹼性狀況為不溶 性。

4.鎘及其氯化物(如 CdCl2)具有較高 之揮發性,而氧化物(如 CdO)則具有 難揮發之特性。

1.具有生物累積作用,主要累積在腎和肝。

2.易引起貧血、高血壓、腎損害、肝病變、睪丸萎縮、

骨骼疏鬆及新陳代謝障害等病症。

3.經由攝入及吸入(inhalation)進入人體,可由尿液排出 體外,腸胃吸收率約為5%,生物半衰期在 10 年以上。

1.為青灰色金屬元素,具有金屬光澤 暴露空氣易形成氫氧化鉛或碳酸鉛 之惰性灰色表面層。

2.存在型態除金屬鉛以外,尚包括無 機鉛(如 PbO、PbCl2PbCO3、PbS、

Pb(OH)2)及有機鉛(如四乙基鉛) 3.鉛及其氯化物多屬中度揮發性,至 於氧化物(PbO)則為難揮發性。

1.具有生物累積作用,多在、脾、肝、腎、肺等組織 蓄積,亦能以磷酸鉛型態存在於骨骼具有強親和力。

2.對於血液系統、神經系統、脾臟系統、消化系統及 循環系統具高危險性。

3.鉛之只要代謝途徑文經由攝取及吸入進入人體,再 由尿液排出,腸胃吸收率約為10%,生物半衰期在 20 年以上。

1.三價鉻為人體所需之微量元素、六 價鉻則毒性高,易造成危害。

2.鉻在自然界很少以元素太存在,其 FeOCr2O3是主要商業化之鉻礦成 分。

3.鉻毒性與濃度高低及存在之化學 型態有關。

4.元素鉻因其沸點相當高故屬於難 揮發性。

1.魚貝類對鉻而言,不具濃縮作用,因此,不會因食 物鏈作用引起毒性。

2.六價鉻毒性高,易引起皮膚及遺傳方面之病症,攝 取大量六價鉻之化合物,更將引起嘔吐、腹瀉、尿毒 症、皮膚癌、肝癌,甚至死亡。

3.鉻可經由攝取及吸入之途徑進入人體,而尿液或糞 便等排泄系統排出體外,腸胃吸收率對Cr+3而言,僅 0.5%左右,Cr+6則較高,至於生物半衰期亦較短。

1.為人體必須之微量元素。

2.自然界多以硫化銅及氧化銅為 主,金屬銅形式存在較少。

3.同存在價數多 Cu+2Cu+3為主。

4.因沸點較高,屬不易揮發性之金 屬。

1.不易累積體內,較少引起慢性中毒之症狀。

2.易引起腹瀉、嘔吐、胃黏膜炎及肝硬 化等症狀。

1.為人體代謝過程必須之微量元素。

2.鋅之氯化物(ZnCl2)及鉻酸鋅 (ZnCrO4)為毒性污染物質。

3.鋅及其綠化物焚化過程屬揮發性 金屬,可被空氣污染防治設備捕集。

1.毒性較銅為弱,但檸檬酸鋅、酒石酸鋅等有機酸鋅 鹽之毒性很強。

2.攝取過量之心亦引起疲勞、發育不良、新陳代謝失 調、腹瀉、嘔吐、關節炎、白血球增多等症狀。

(37)

2-2 垃圾焚化底渣再利用之毒性評估效應

由本章上一節的文獻回顧得知,焚化底渣雖可在工程材料上再利 用,且大都用於鋪面材料方面上,不過焚化底渣材料性質不穩定,組 成成分也較複雜,對於釋出污染物所造成生物及人體的衝擊影響,也 無較具體的量化。一般而言,環境生態系統具有高度複雜性,且需考 量到污染物在交錯作用下對人類健康及環境生態的可能影響,因此,

本研究根據NCHRP 448報告書對焚化底渣再利用需做一系列的探 討。本節主要說明化學分析、生物毒性試驗法及焚化底渣毒性篩析探 討。

2-2-1 化學分析

都市垃圾是經由焚化爐焚燒後,導致重金屬濃縮至底渣內,因此 焚化底渣能否資源化再利用,必需制定出適合的標準規範,來判斷焚 化底渣是否可以再利用。目前國內檢測廢棄物中重金屬濃度方法已有 許多儀器可用,有原子吸收光譜儀(Atomic Absorption,AA)、感應 耦合電漿原子發射光譜儀(Inductively coupled plasma Atomic Emission Spectrometry,ICP-AES)及 Merck-Nova 60,又以原子吸收光譜儀最被 廣泛使用。除了檢測焚化底渣重金屬含量、焚化底渣陰陽離子濃度 外,另一項評估方法為生物毒性試驗法,若能結合此三種評估方法,

針對焚化底渣進行環境評估,將可有效解決再生材料再利用的疑慮。

本節將介紹原子吸收光譜儀、離子層析儀及毒性評估。

1. 原子吸收光譜儀

原子光譜法(Atomic Spctrometry)是攝氏在 2000~3000 度的溫 度下,讓樣品中的成份元素以原子態存在,而在紫外光-可見光範圍 內吸收或發射特定波長的光,利用這些吸收光或發射光的波長及強度

(38)

進行樣品元素的定性及定量分析。其中量測吸收光的分析方法稱為原 子吸收光譜法(Atomic Absorption Spectrometry,AAS),而量測發射光 的 分 析 方 法 稱 為 原 子 發 射 光 譜 法 ( Atomic Emission Spectrometry,AES)。目前已知原子吸收光譜法可用在約 70 種元素的 分析,分析濃度落在 ppm~ppb 之間。此種方法具有高靈敏度、高選 擇性、快速、方便、可自動化等優點。

2. 離子層析儀

離子層析法是一種可以分離各種陰離子或陽離子之層析法,其原 理為以離子交換樹脂當作靜相,分析物離子與流洗液得離子在樹脂上 進行離子交換平衡反應,利用不同離子對離子交換樹脂的親和力之不 同而達到分離的目的。離子層析法乃是使待測溶液通過充填樹脂之分 離管,離子與樹脂產生交換作用而吸附於樹脂交換基之上,此時加入 流洗液沖提,使其脫離交換基,再度變成自由離子,再不斷重複此一 吸附-沖提循環作用。由於溶液中離子電荷數,離子半徑及質量等因 素,對樹脂之親和力會產生差異,親和力越大越容易吸附,且越難沖 洗掉,因此造成通過分離管所需之時間不同,並且各自形成離子群,

此時再測量其總導電值,便可做定性、定量分析。

但由於離子層析儀所使用分離管柱是裝填有低容量(low capacity) 之陰離子或陽離子交換樹脂,所使用之流洗液(Eluent)是容易解離的 陰離子電解質溶 Na2CO3/NaHCO3,而且其濃度又比待測離子大很 多,所以偵測到的分析離子訊號都要比流洗液所產生的背景訊號為 小,因此分析結果的誤差就相當大,也無法分析濃度較低的待測離 子。為了解決此一問題通常是在分離管柱之後、電導度偵測器之前多 加一個抑制裝置(Suppressor),它能有效的將流洗液轉變成微弱電解 質,當此弱電解質溶液流過電導度計偵測時,只會微量解離,故產生

(39)

較小之導電度,而且此導電度又為一定值,故可在儀器上歸零。然而 當分析離子經過分離管分離後,再流經抑制器時,分析離子將被轉變 成更強的電解質HCl,故更容易被電導度計偵測到。

3. 毒性評估

一般而言,當描述化學污染物的毒性濃度,一般都採用濃度 (mg/L)、劑量(mg/kg)、或稀釋度(%)來表示,濃度與劑量普遍使用於 單一毒性情況,稀釋度則用於多種毒物的混合水樣。污染物對於生物 的影響,除了濃度的大小外,亦與暴露的時間長短有關,同一濃度下,

依生物暴露時間的長短可大致分為急毒性濃度與慢毒性濃度[20]。

決定水中污染物毒性的標準技術稱為毒性試驗(Toxicity test)或生 物試驗(Bioassay),生物試驗有許多形式與方法,兩種最常使用的試 驗是急毒性試驗(暴露時間在 96 小時以內),觀察毒性物質對測試生 物死亡或抑制之影響,慢毒性試驗(暴露時間在 96 小時以上,甚至數 月數年以上)則指毒性物質對生物長期性的影響,或相對於該測試生 物十分之一、或更長壽命期間的持續性影響,包括死亡率、生長遲緩 或繁殖率下降情形[21]。毒性評估指標如表 2-7[ 22、23],一般表示 方式有半數致死濃度(Lethal Concentration 50%, LC50)、半數致死劑量 (Lethal Dosage 50%, LD50)及半數有效劑量(Effective Dosage 50%, ED50),其數值意義以 LC50-96 小時=5 mg/L 或 LD50-96 小時=5 mg/Kg 說明,表示在 96 小時的曝露時間下,造成 50%生物死亡的濃度為 5 mg/L 或劑量為 5 mg/Kg;亦可以稀釋度代表半數致死濃度,例如 LC50-96 小時=60%,表示在 96 小時的曝露時間下,造成 50%生物死 亡的稀釋度為60%。

(40)

表 2-7 毒性指標意義[22、23]

指標 指標意義

EC50 受測試生物半數出現反應時的測試樣品濃度。(反應指:昏睡、

活動減少、代謝減緩、反應遲頓、厭食等)

ED50 受測試生物半數出現反應時的測試樣品劑量。

LC50 受測試生物半數死亡時的測試樣品濃度。

LD50 受測試生物半數死亡時的測試樣品劑量。

註:單位為%

除了使生物死亡外,亦可以生物的重量變化、反應速率變化、發 光度變化、基因改變等作為量測毒性的參數,使用此類參數時,通常 以有效濃度(Effective Concentration, EC)表示毒性效應,例如EC50-48 小時=30%,表示在48小時的曝露時間下,造成50%生物反應的稀釋 度為30%,當EC50值愈高表示毒性較低,反之,毒性較高。

美國 EPA 建議可以用毒單位(Toxicity Unit,TU)來表示,其公 式為 TU=100/EC(或 LC),TU 值越大,毒性越強,反之毒性較弱。

由於此僅適用於比較兩不同水質之TU 值大小,並無法說明水質為高 毒性或低毒性,因此必須有毒性分級方法,清楚分級TU 值範圍及毒 性強度。Bulich 於 1982 年提出利用百分率分級法(percent rank method),依樣品 LC50或 EC50測值,將毒性分成五個等級。其後,

Coleman 及 Qureshi(1985)再稍加修正,並定義毒性強度及毒性效 應分級範圍;美國NCHRP 針對生物毒性試驗亦定義毒性效應分級範 圖,如表2-8、2-9 所示[23、24]。

表 2-8 Coleman 生物毒性效應分級表[23、24]

LC50 或 EC50 TU50 毒性強度

<25 >4 極毒性(Very Toxic)

26-50 2-3.9 高毒性(Moderately Toxic)

51-75 1.33-1.9 中毒性(Toxic )

76-10 0.1-1.32 低毒性(Slightly Toxic)

>100 <1 無毒性(Nontoxic)

(41)

表2-9 美國 NCHPR 生物毒性效應分級表[3]

LC50 或 EC50 毒性強度 10

極毒性(Extremely High)

>10 - 20 高毒性(High)

>20 - 75 中毒性(Moderate)

>75 低毒性(Low)

No Toxic Effect 無毒性(No Effect)

2-2-2 生物毒性試驗法介紹

國內以生物毒性試驗法來評估再生材料的環境性質相關研究非 常的有限,而國外已經有部份規定須以生物毒性來評估再生材料,以 英國環境部在2006年10月27日公告,對於處理焚化底渣所造成的環境 毒性影響,建議用藻類及水蚤為評估指標[25]。生物毒性試驗在美國 環保署(U.S.EPA)、國際標準組織(ISO)、經濟合作和發展組織(OECD) 等組織已制定了整體放流水毒性試驗法,如表2-10所示[21、26、27、

28],由表2-10可知依試驗型式方面大致可分急毒性與慢毒性二種,

而試驗生物可分淡水生物及海水生物。國內自民國81年起進行基礎魚 毒試驗研究及委託學術研究單位訂定標準方法,除了藻類生物毒性試 驗法於民國88年公告之外,其餘如魚類、水蚤、米蝦等水生物急毒性 測試方法皆於2005年11月15日公告,如表2-11所示[29],依表2-11可 知國內毒性試驗時間不超過96小時,大都介於急毒與慢毒之間,試驗 生物也以淡水生物為主,依本研究對於焚化底渣再利用於鋪面材料的 情況使用淡水生物,選用藻類與水蚤兩項生物體進行毒性試驗。

美國EPA已將藻類毒性試驗應用在廢水監測上。標準藻類毒性試 驗經由ASTM、EPA、ISO、OECD、美國公共衛生協會(American Public Health Association, APHA)、歐洲經濟共同體(European Economic Community,EEC)等組織已被發展20年以上(Klaine and Lewis, 1995),

(42)

目前水蚤毒性試驗也已被許多組織(ASTM, U.S. EPA, ISO, APHA, OECD, and EEC)制定實驗標準程序及正在使用。由於水蚤在食物鏈 中較藻類高,且水蚤毒性試驗的敏感性較脊椎動物來的高(Landis and Yu, 1995),被用於毒物管制之指標生物有下列8項理由[30]:

1.標準環境條件下,飼養極易,可大量繁衍。

2.環境合適時,水蚤均行孤雌生殖,基因遺傳相似,毒性試驗變異性 較低。

3.水蚤與魚類做水生動物之指標比較,水蚤可使用之個體群較大,對 於部分族群才可顯示毒害情況之有毒化學物質而言,水蚤較魚類敏 感。

4.水蚤生活史較短,以 48 小時做毒性試驗時間之標準,生活史中比 魚類接觸有毒物質之時間較長,可觀察較長時間毒性反應。

5.有毒物質對水生動物之敏感期(生殖期)的反應,水蚤慢毒性試驗僅 需三週,變異較其他魚類低。

6.水蚤對化學物質吸收造成呼吸,生長速率及酵素反應,在短時間內 容易測得,這種介量(Parameter)之取得,對於毒理之分析相當有用。

7.水蚤對於合成之化學有毒物質較其他動物為敏感。

8.水蚤生存遍佈各地區,為食物鍊中重要角色,其生存減少對於水域 生態具預警功能。

在水體毒性試驗中,藻類常被用來作為水體毒性的指標,有下列 幾項原因[31]:

(43)

1.藻類為整體生態系統中之最低生產者,會造成其他高階消費者因生 物濃縮作用,而使其體內存有濃度更高的毒性物質。

2.在良好的培養狀況下,可使藻類迅速達到對數成長期,便於實驗的 進行,較不受生命週期或漫長幼年期的限制。

3.水藻毒性試驗比起其它生物體具有較高的敏感性,也不易因生物體 內基因多樣性,而影響實驗不同的結果。

若能以這兩種水生生物作毒性測試不僅有上述的優點,對不同的 毒性物質也有不同的敏感程度,若以這兩種生物作指標,具有對毒性 物質敏感度的互補效應,也能較完整的評估出整體毒性質的狀況。由 上所述,對於焚化底渣再利用於工業副產物時,因其所含的化學物質 及不確定的毒性情況,都會影響著生態環境的發展及對人體的間接傷 害,若能以生物毒性試驗法評估整體毒性,再搭配化學組成分析及有 害物質分析,不但能節省時間與人力,也能確保工程性質、資源再利 用雙贏的目標。

(44)

26

表2-10 標準生物毒性試驗法及其生物種[21、26、27、28] 生物試驗之型式淡水生物種暴露時間及量測方法海水生物種暴露時間及量測方法 羊頭鰷魚 1.七天,靜水式再生,幼體 存活及生長試驗。2.八天或 九天靜水式,胚胎初期存活 及生長試驗。

藻類(Selenastrum capricornutum) 四天靜水式藻類生長試驗。 內地銀魚七天,靜水式再生,幼體存 活及生長試驗。 Ceriodapnia dubia 七天,三種,靜水式再生存活 和繁殖試驗。鼬蝦七天靜水式再生、存活、生 長和生產力試驗。 海膽八分鐘配子繁殖試驗。

慢毒性試驗 傻鰷魚(Pimephales promelas) 1.七天靜水式再生幼體存活 及生長試驗2.八天或九天靜水 胚胎初期存活及生長試驗Champia parvula 七至九天ATGA性繁殖 驗。 大西洋銀魚(Menidia menidia) 96小時靜水式靜水再生或 流水式試驗。藍鰓魚(Lepomis macrochirus) 96小時靜水式,靜水再生或流 水式試驗。 羊頭鰷魚(Cypronodin vagatus) 48小時試驗。 Ceriodapnia dubia 48小時靜水式或流水式試驗。草蝦(Palaemonetes pugio) 48小時試驗。 水蚤Daphnia 48小時靜水式或流水式試驗。內地銀魚(Menidia beryline) 48小時試驗。 傻鰷魚(Pimephales promelas) 96小時靜水式,靜水再生或流 水式試驗。

急毒性試驗 彩虹鱒(salmo gairdneri) 96小時靜水式,靜水再生或流 水式試驗。

鼬蝦七天靜水式再生、存活、生 長和生產力試驗。

(45)

27

表2-11 環檢所公告之生物檢測方法一欄表[29] 方法名稱測試生物暴露時間 hr毒性表示適用範圍參考毒可能干擾 水蚤靜水式法水蚤 (Daphnia similis) 48 半數致死濃 LC50

適用於事都市放 水及其他廢污水之 毒性試驗

*氯化鎘 *十二烷基硫酸鈉

*實驗室內使用之有機溶劑或有毒氣體造成水蚤之 亡。 *玻璃器皿及測試容器未清洗乾淨致殘留有毒物質 *水蚤品種不純。 羅漢魚靜水式法 Pseudorasbora parva96 半數致死濃 LC50

適用於事業及都市 流水及其他廢污水 急毒性檢測。

*氯化鎘 *五氯酚 *十二烷基硫酸鈉

*實驗室內使用之有機溶劑或有毒物質造成試驗魚種之 死亡。 *玻璃器皿及測試容器未洗淨時致殘留有毒物質,造成 試驗魚種之死亡 *測試魚種有病或健康不佳 粗首靜水式法俗稱溪哥之粗首 (Zacco pachycephalus) 96 半數致死濃 LC50

適用於事都市放 水及其他廢污水之 毒性檢測

*氯化鎘 *十二烷基硫酸鈉

*實驗室內使用之有機溶劑或有毒物質造成試驗魚種之 死亡。 *玻璃器皿及測試容器未洗淨時致殘留有毒物質,造成 試驗魚種之死亡 *測試魚種有病或健康不佳 鯉魚靜水式法淡水產之鯉魚 (Cyprinus carpio) 48 or 96半數致死濃 LC50適用於廢污水及淡 水體之急毒性檢測。*氯化鎘 *五氯酚

*實驗室內使用有機溶劑或有毒物質時,會造成試驗魚 種之死亡 *玻璃器皿及測試容器未洗淨時,致殘留有毒物質會造 成試驗魚種之死亡。 *有病或健康不佳之測試魚種。 *同批測試魚種大小差異較大者。 米蝦靜水式法淡水產之米蝦 (Neocaridina denticulata) 48 半數致死濃 LC50適用於廢污水及淡 水體之急毒性檢測。*氯化鎘 *五氯酚

*實驗室內使用有機溶劑或有毒物質時,會造成試驗米 蝦之死亡 *玻璃器皿及測試容器未洗淨時,致殘留有毒物質會造 成試驗米蝦之死亡。 *測試之米蝦有病或健康不佳。 *同批測試蝦體大小差異較大者。 藻類靜水式法藻類之小球藻 Chlorella vulgaris Beij. 品系#300124

抑制之有效濃 EC50)和最 無抑制濃 NOEC)表示 適用於事都市放 水或其他廢污水之 毒性試驗

*硫酸銅 *氯化鎘 *十二烷基硫酸鈉 *五氯酚 *加保伏

*水樣中含大量微生物或懸浮顆粒較多時,會造成 擾,須先予過濾去除。 *測試使用之器皿有不潔淨時,會造成結果誤差。

(46)

2-2-3 焚化底渣性毒性篩析探討

目前國內而言,對於資源化再生產品的檢驗與評估方式,大都以 物理性質(如密度、吸水率、抗壓強度等)為主,國內對於焚化底渣再 利用時需先進行TCLP程序,確定符合工程性質及TCLP標準才能再利 用,NCHRP REPORT 448報告書裡,建議道路使用再生材料對環境性 質評估流程架構如圖2-5所示[3],從以往資料庫找尋可能造成環境的 毒性資料,若沒有則必須進行毒性篩析試驗,即以原材料及其可能再 利用之形式加工製成再利用材料後,進行批次溶出試驗,溶出液以藻 類(Algae)及水蚤(Daphnia)代表,計算藻類半抑制之有效濃度(EC50)及 水蚤半數致死濃度(LC50),以模擬在最高濃度下是否具毒性,若不具 毒性則直接評估數據,提出毒性報告,若具毒性,則依此材料可能的 再應用形式及適當使用之位置執行適當的溶出試驗,再以生物毒性試 驗配合化學分析,進一步的評估出毒性強度及可能造成毒性的化學成 分分析,同步參照環境相關的對照,執行宿命傳輸模式計算作水質的 評估,之後再提出毒性評估報告。

(47)

構築及維修材料確認 資料庫中蒐尋可能毒性 資料庫中是否有資料可用?

進行毒性篩析試驗

在最高濃度下是否具毒性?

依材料各使用位置執行適當的 滲出試驗

參考環境對照 評估毒性強度

執行宿命傳輸模式計算 評估數據

提出毒性評估 水質評估 報告

構築及維修材料確認 資料庫中蒐尋可能毒性 資料庫中是否有資料可用?

進行毒性篩析試驗

在最高濃度下是否具毒性?

依材料各使用位置執行適當的 滲出試驗

參考環境對照 評估毒性強度

執行宿命傳輸模式計算 評估數據

提出毒性評估 水質評估 報告

圖2-5 NCHRP道路使用再生材料對環境性質評估流程架構圖[3]

美國NCHRP建議欲測試的材料先經過短期的批次溶出試驗,以 較劇烈的搖晃及高比例的固液接觸面,模擬固體材料所含物質短時間 釋放於水體的最大濃度,若材料在此狀況下測不到有害化學物質及毒 性,則可斷定此材料為安全無毒,如批次呈現極毒性,則依此材料可 能的再應用形式及適當使用之位置執行適當的溶出試驗,根據 NCHRP 448這份報告書得知,國外焚化底渣與拌製焚化底渣瀝青混凝 土在24小時批次溶出也呈極毒性如表2-12[3],且進一步分析毒性強度 與化學成分分析後如表2-13、2-14[26、27、28]所示,由表可得知焚 化底渣瀝青混凝土如運用在適當的位置,經由化學分析與生物毒性試 驗法都有明顯的降低甚至降為無毒性,這樣顯示出焚化底渣再利用

(48)

對環境生態之影響。

然而本研究在國內相關研究文獻中[32],得知焚化底渣進行TCLP 均符合「有害事業廢棄物認定標準」,判定焚化底渣為可再利用材料,

但經拌製成焚化底渣瀝青混凝土後,進行24小時批次溶出試驗中,重 金屬濃度以銅(Cu)的溶出量最大,其次是鉛(Pb)、鎳(Ni)、錳(Mn),

其重金屬濃度均符合標準規範,但利用生物毒性試驗法去評估卻造成 生物的死亡而被視為極毒性,主要水蚤及藻類對某些的重金屬或有機 物特別敏感,整理如表2-15[3]所示,由表可以看出,銅、汞以外大部 份的重金屬對於藻類96小時的半抑制濃度低於水蚤48小時的半致死 濃度,顯示藻類對於大部分重金屬毒性的敏感度比水蚤高。對有機物 毒性之比較,則如表2-16所示[3],由表可以看出,2,4,6-三氯酚、五 氯酚、4-Nitrophenol、Dibenzofuranu以外大部分有機物種類對於水蚤 48小時的半致死濃度低於藻類96小時的半抑制濃度,顯示水蚤對有機 物的毒性敏感度比藻類來的高。

本研究收集國內外相關文獻,得知焚化底渣瀝青混凝土再24小時 批次溶出試驗毒性判別為極毒性,因此依據NCHRP所提出的評估流 程,需針對焚化底渣再利用可能應用形式及適當使用之位置執行適當 的溶出試驗作進一步的探討評估。

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