生活垃圾焚燒爐渣浸出液對植物生長的影響研究

胡艷軍,胡貴祥,趙玲芹,朱永豪

(浙江工業大學 機械工程學院,浙江 杭州 310023)

近年來,我國生活垃圾清運量已從原來的1.78億噸迅速增長到2.28億噸,而2018年焚燒無害化處理達1.02億噸,占總清運量的45%,焚燒處理已逐漸成為垃圾處理的主要技術[1]。根據《“十三五”全國城鎮生活垃圾無害化處理設施建設規劃》(發改環資〔2016〕2851號)要求,到2020年,城市生活垃圾焚燒處理能力占無害化處理能力的50%以上。焚燒處理量的大幅增加,產生了數量巨大的爐渣。我國《生活垃圾焚燒污染控制標準》(GB 18485—2014)明確規定:焚燒爐渣按照一般固體廢棄物處理。其常規處理途徑有:1) 瀝青路面的替代骨料;2) 水泥混凝土的替代骨料;3) 填埋場覆蓋材料;4) 路堤、路基等的填充材料;5) 人工暗礁、護岸等海洋建筑工程[2-3]。垃圾焚燒爐渣可逐漸替代緊缺的砂石材料應用到道路建設中,它具有用量大、成本低,甚至改善鋪裝性能等優勢[4]。然而,焚燒爐渣是一種活性材料,在使用過程中需要考慮其化學穩定性及污染物釋放對周邊環境的影響。尤其是在地表水和地下水的侵蝕作用下,爐渣中的重金屬離子、鹽分和有機物會發生遷移,對地下水、周邊土壤及河流等造成污染。一些學者發現爐渣中部分重金屬和可溶性鹽含量超出土壤質量標準限值,導致爐渣再利用過程中對環境造成危害和污染[5-8]。此外,也有研究發現當爐渣中的水溶性鹽含量達到鹽土范圍值時將導致植物生長的主要因子受到制約[9-10],這也是焚燒垃圾爐渣作為種植土的主要限制因素之一。Birgisdóttir等[11]研究表明爐渣用于修筑道路基層時,其中的鹽分是引起道路和周邊土壤鹽化的重要原因。瑞典學者Olsson等[12]也闡明：與天然碎石回填路基相比,爐渣材料回填路基的污染物溶淋風險更高。

評價固體廢棄物的毒性特征和環境影響時,通常采用浸出提取方法獲得浸提液;通過對浸提液化學成分的檢測分析,并與涉及文獻或標準限值對比,獲得高風險污染項信息,有效甄別污染源。僅僅基于化學分析的手段通常會高估單個元素引起的風險,低估共存化合物間的加性、協同或拮抗作用[13]。此外,污染物的質量濃度低于儀器檢測限值也是化學分析的局限之一。因此,基于生態毒理學測試手段分析爐渣浸出液的環境影響十分必要。Ribé等[14]采用固體爐渣和爐渣浸出液培養白花三葉草種子,研究結果表明固體爐渣和爐渣浸出液具有生態毒性作用。張鴻齡等[15]研究了清淤底泥中的重金屬對糧食作物小麥、牧草植物紫花苜蓿和蔬菜作物實芹種子的發芽與根伸長有抑制作用。大麥、西紅柿和小白菜等經濟作物也常作為研究土壤中重金屬毒性的試驗物種[15-17]。除高等植物外,藻類、細菌及部分動物也常于生物毒性測試。Phoungthong等[18]、錢海豐等[19]建議,可以通過考慮爐渣浸出液對淡水生物、發光細菌的生態毒性來監測對環境的影響,因為它們的繁殖容易受到從爐渣中浸出的Ba，Cr，Cu，Pb，F和毒性有機物的影響。Rozumová等[20]采用淡水藻類對水泥穩定爐渣進行生態毒理測試。武毛妮[21]以微藻-普通小球藻與發光細菌-青海弧菌檢測了污廢水及再生水的植物毒性與微生物毒性。吳春宇[22]則在費歇爾弧菌試驗中,報告了礦渣浸出液對細菌生長的抑制作用。Mavakala等[23]采用垃圾場滲濾液培養底棲甲殼類生物蟲卵。Bhargav等[24]采用城市固廢滲濾液對果蠅幼蟲進行培養。沈洪艷等[25]以淡水單孔蚓、伸展搖蚊為受試生物,研究了淡水沉積物中5種重金屬(Cu，Cd，Ni，Pb和Zn)對底棲生物的毒性效應。周斯蕓[26]以大型蚤、斑馬魚為受試生物,系統研究了實際工業廢水(焦化廢水)對水生物的毒性效應。筆者以小麥和浮萍兩種典型植物為毒性分析試驗對象,探討爐渣浸出液對這兩種植物生長情況的影響;同時從爐渣浸出液化學特性及其生態毒性兩方面入手,評估爐渣使用過程中可能產生的環境影響,以期為爐渣材料的使用范圍和方式提供一定參考。

1 試驗材料和方法

1.1 試驗材料

本試驗目標物是產地山東的小麥種子和采自某水草種植基地的浮萍。生活垃圾焚燒爐渣樣品取自常熟某大型生活垃圾焚燒廠。垃圾焚燒廠產生的爐渣從焚燒爐內排出,經水冷卻后輸送至爐渣貯坑,該爐渣稱為原生爐渣。對爐渣進行濕法處理,獲得處理后的爐渣集料。基于取樣四分法[27],分別對原生爐渣和濕法處理后的爐渣進行分樣處理。依據《公路土工試驗規程》(JTG E40—2007)中土的顆粒分析試驗T0115—1993篩分法對兩種爐渣進行篩分,取粒徑大小為0～5 mm的爐渣作為試驗樣品。

1.2 爐渣浸出液的制備

依據《亞硝胺測定和含量最小化用技術指導文件》(ISO/TR 14735—2013),制備用于爐渣生態毒性測試的浸出液樣品,主要實驗設備是KS-08型水平振蕩器、抽濾泵等。相關操作方法簡述如下:

1) 以普通水和稀硝酸調制pH=5的浸提劑(考慮到自然降水的pH值為5.6左右)。

2) 根據原生爐渣和濕法處理爐渣各自含水率稱取干基質量為100 g的爐渣樣品,分別置于2 L提取瓶中。

3) 按液固比10∶1 L/kg加入浸提劑1 L,蓋緊瓶蓋后垂直固定在水平振蕩裝置上。

4) 調節振蕩頻率為110次/min,振幅為40 mm,在室溫下振蕩8 h后取下提取瓶,靜置16 h。在振蕩過程中有氣體產生時,應定時在通風櫥中打開提取瓶,釋放過度的壓力。

5) 在壓力過濾器上裝好0.45 μm微孔濾膜,過濾并收集原生爐渣和濕法處理爐渣兩種爐渣浸出液,低溫保存。

1.3 測試與分析方法

采用爐渣浸出液摻配普通水,制成不同質量分數的培養液,用于培養小麥和浮萍;根據生長指標的差別,研究爐渣浸出液對植物生長的影響。同時,與爐渣的批量毒性浸出試驗結果、爐渣堆雨水徑流和濕法處理循環水等水樣檢測結果進行對比,進一步判斷引起該差別的可能因素。

1.3.1 小麥種子培養試驗

分別將原生爐渣浸出液和濕法處理爐渣浸出液和普通水摻配,制成質量分數分別為30%,70%,100%的培養液,并以配制好的培養液培養小麥種子。以使用普通水培養的小麥種子作為對照組。

用紙床發芽法培養小麥種子。挑選出顆粒飽滿、大小相近和無缺陷的小麥種子。以5%的次氯酸鈉溶液浸洗消毒20 min后,用清水沖洗干凈。在培養皿中鋪設吸水性優良的紙巾作為小麥種子的發芽床。將小麥種子均勻排列在發芽床上,每個培養皿中放置30粒小麥種子。將培養皿置于清潔、通風、適溫和非陽光直射的環境中培養5 d。期間使用對應的培養液噴灑發芽床,維持濕潤的發芽環境。5 d后,觀測小麥種子生長情況,并根據表1所示的各指標內容評價爐渣浸出液對小麥種子生長的影響。共計7個試驗組,每組重復2次。

表1 小麥種子培養試驗觀測指標Table 1 Observation indexes of wheat seed cultivation test

1.3.2 浮萍培養試驗

參考美國EPA推薦的綠藻培養液配方,分別將原生爐渣浸出液和濕法處理爐渣浸出液和普通水摻配,并加入適量霍格蘭營養液。制成質量分數分別為30%,70%,100%的浮萍培養液。以使用普通水配制的浮萍培養液作為對照組。

試驗前挑選出外形完好、生長健康、有2個植物體且大小相近的浮萍若干。在消毒過的培養皿中注入培養液,液面高1～2 cm。將浮萍移入培養皿內,每個培養皿中放置10株浮萍(20個植物體)。將培養皿置于清潔、通風、適溫和有足夠光線的環境中,培養10 d。分別在第1，4，7，10天對培養皿內浮萍的植物體數量進行記錄。其間,維持液面高度,定時補充培養液。觀測10 d內浮萍生長狀態,并根據表2所示的各項指標內容,評價爐渣浸出液對浮萍生長的影響。共計7個試驗組,每組重復3次。

表2 浮萍培養試驗觀測指標Table 2 Observation indexes of duckweed cultivation test

1.3.3 爐渣浸出液中重金屬及溶鹽質量濃度測試方法

參考《危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別》(GB 5085.3—2007),爐渣樣品浸出液中重金屬的質量濃度采用原子吸收火焰分光光度法測試,溶鹽質量濃度采用離子色譜法測試。

2 結果與分析

2.1 爐渣批量毒性浸出特性分析

依據《固體廢物浸出毒性浸出方法 水平振蕩法》(HJ 557—2009),對原生爐渣和濕法處理爐渣進行批量毒性浸出特性分析,表3給出了爐渣中重金屬及溶鹽的浸出質量濃度。需要說明的是,被測離子在浸出液中絕對質量濃度并不能反映可溶出離子的實際浸出水平。本研究中引入《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)中相關污染物的限值,將爐渣浸出液中重金屬和溶鹽的浸出質量濃度與限值作歸一化處理,結果如表4所示。

表3 原生爐渣和濕法處理爐渣中重金屬及溶鹽的浸出質量濃度Table 3 The leaching concentration of heavy metals and dissolved salts in primary slag and wet slag

表4 原生爐渣和濕法處理爐渣中重金屬 及溶鹽的浸出質量濃度歸一化Table 4 The normalization of the leaching concentration of heavy metals and dissolved salts in primary slag and wet slag

除采用水平振蕩法分析了爐渣的毒性浸出能力外,本研究也收集了多個地區爐渣堆雨水徑流及濕法處理中循環水樣品,旨在分析與爐渣直接接觸過的雨水和濕法處理水中目標污染物的含量水平,借以綜合分析爐渣的毒性浸出水平。參考《危險廢物鑒別標準浸出毒性鑒別》(GB 5085.3—2007),對樣品中的重金屬、溶鹽和有機質等進行檢測,并按照《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)中Ⅴ類限值對污染物質量濃度進行歸一化處理,結果如表5所示。

表5 多個地區爐渣雨水徑流和濕法處理循環水中污染物質量濃度的歸一化結果Table 5 Normalized results of pollutant content in slag rainwater runoff and wet treatment circulating water in multiple regions

由表5可知:爐渣堆雨水徑流和濕法循環水中重金屬Hg，Zn和As均未見超標,但Pb，Cd，Cu和Cr均有不同程度的超標;溶鹽含量普遍偏高,這會造成土壤結構破壞,土壤肥力降低,對水系統產生不利影響。此外,雨水徑流和循環水中有機質、氮和磷等也是不可忽略的污染項。

綜上所述,對爐渣批量提取的浸出液、渣堆雨水徑流以及濕法循環水進行化學分析,獲得了污染物定性和定量水平信息?？紤]到液相樣品中部分元素質量濃度可能低于可檢測質量濃度限值,且環境質量標準中未對某種污染物作出質量濃度限值規定等問題,進一步采用爐渣浸出液進行生物測試,可以更直接地評估其生態毒性影響,直觀反應浸出液對某種或多種生物的影響作用。通過生物毒性分析與化學分析相結合,將更加準確全面地評估爐渣浸出液對環境可能造成的影響。

2.2 試驗用培養液的酸堿度分析

將原生爐渣與濕法處理爐渣浸出液分別和普通水摻配,制成質量分數分別為30%,70%,100%的培養液，測定培養液的pH值,結果如表6所示。由表6可知:兩種爐渣浸出液配制的培養液pH相差不大,均為7.1～7.3,與普通水pH基本一致。

表6 配制的培養液pH值Table 6 pH value of the prepared culture solution

2.3 小麥種子培養結果

采用配制的培養液培養,在第5天統計小麥的生

長情況信息,結果如表7,8所示。由表7,8可知:以普通水作為培養液,小麥種子平均發芽率為96.7%,按照《糧食作物種子 第1部分：禾谷類》(GB 4404.1—2008)中小麥種子發芽率不低于85%的規定,用普通水作為培養液時，小麥種子發芽率是合格的。分別以摻混30%,70%,100%原生爐渣浸出液制備的培養液培養小麥種子,平均發芽率分別為68.4%,56.7%,48.4%。分別以摻混30%,70%,100%濕法處理爐渣浸出液制備的培養液培養小麥種子,平均發芽率分別為83.4%,71.7%,63.4%。與對照組的發芽率(96.7%)相比,兩種爐渣浸出液摻混的培養液培養下小麥種子發芽率均大幅下降,最高下降48.3%;幼芽平均高度最高下降28.8 mm;根平均長度最高下降27.1 mm。說明爐渣浸出液中含有某種或多種對小麥種子的發芽產生抑制或損傷作用的成分。

表7 不同培養液作用下小麥生成特征參數1Table 7 Characteristic parameters 1 of wheat production in different culture media

表8 不同培養液作用下小麥生成特征參數2Table 8 Characteristic parameters 2 of wheat production in different culture media

由表7,8還可知:在相同比例浸出液摻混條件下,原生爐渣浸出液培養的小麥種子發芽率低于濕法處理爐渣浸出液培養的小麥種子發芽率,約降低了15%。這表明濕法處理能夠緩解原生爐渣浸出液對小麥種子生長的影響程度。為進一步驗證該結果,持續多日記錄小麥幼苗芽和根的生長情況。同時,為排除因小麥種子個體差異造成的影響,引入芽生長質量系數BC、根生長質量系數RC等指標進一步分析影響程度,結果如圖1,2所示。

圖1 芽生長質量系數Fig.1 Bud growth quality coefficient

圖2 根生長質量系數Fig.2 Root growth quality coefficient

以普通水對照組的小麥種子芽生長質量系數BC和根生長質量系數RC均為1作為參考,在爐渣培養液培養下,小麥種子的這兩項生長質量系數均呈現明顯下降趨勢。隨著原生爐渣浸出液摻混比從0提高至100%,小麥種子芽生長質量系數BC從1下降至0.244;根生長質量系數RC從1下降至0.308。同樣,隨著濕法處理爐渣浸出液摻混比從0提高至100%,芽生長質量系數BC從1下降至0.545;根生長質量系數RC從1下降至0.537。BC和RC的變化趨勢與小麥種子發芽率的變化趨勢基本保持一致。通過以上小麥種子生長特征分析,初步推斷爐渣浸出液對小麥種子的萌發及生長會產生不利影響或稱之為抑制作用,且原生爐渣浸出液影響更嚴重。

2.4 浮萍培養結果

對浮萍進行為期10 d的培養觀察,分別在第1，4，7，10天記錄浮萍植物體個數,結果如圖3所示。在最初培養階段,各觀察組的浮萍植物體個數均為60,經過10 d的培養增殖后,對照組浮萍植物體個數達到111,而浸出液試驗組中浮萍植物體個數均小于對照組浮萍植物體個數。且在相同浸出液摻混比時,原生爐渣配制的培養液中浮萍植物體個數明顯少于濕法處理爐渣配制的培養液中浮萍植物體個數。

圖3 浮萍10 d內生長曲線圖Fig.3 Growth curve of duckweed in 10 days

由圖3可知:對照組中浮萍植物體的生長曲線在第7天時達到拐點,之后以較平緩的速度保持增殖,這可能與培養容器的容量等外部環境相關。另外,隨著爐渣浸出液摻加量的增加,浮萍植物體的增殖速率降低,這表明爐渣浸出液對浮萍的生長具有一定的抑制作用。

圖4是各試驗組浮萍的生長速度抑制率。以對照組浮萍生長速度抑制率為0作為參考,原生爐渣浸出液摻混比分別為30%,70%,100%時,浮萍的生長速度抑制率分別為20.2%,59.5%,63.7%;濕法處理爐渣浸出液摻混比分別為30%,70%,100%時,浮萍生長速度抑制率分別為2.9%,12.2%,34.1%。兩種爐渣浸出液對浮萍的生長均有抑制作用,原生爐渣浸出液的抑制作用更強。為回收爐渣中金屬而進行的濕法處理工序,其在減輕爐渣環境毒害性方面也有積極作用。

圖4 浮萍生長速度抑制率Fig.4 Inhibition rate of duckweed growth rate

2.5 討 論

3 結 論