生活垃圾焚燒爐渣浸出液對(duì)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(yè)大學(xué) 機(jī)械工程學(xué)院,浙江 杭州 310023)

近年來,我國生活垃圾清運(yùn)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(dá)1.02億噸,占總清運(yùn)量的45%,焚燒處理已逐漸成為垃圾處理的主要技術(shù)[1]。根據(jù)《“十三五”全國城鎮(zhèn)生活垃圾無害化處理設(shè)施建設(shè)規(guī)劃》(發(fā)改環(huán)資〔2016〕2851號(hào))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(chǎn)生了數(shù)量巨大的爐渣。我國《生活垃圾焚燒污染控制標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18485—2014)明確規(guī)定:焚燒爐渣按照一般固體廢棄物處理。其常規(guī)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(chǎng)覆蓋材料;4) 路堤、路基等的填充材料;5) 人工暗礁、護(hù)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(yīng)用到道路建設(shè)中,它具有用量大、成本低,甚至改善鋪裝性能等優(yōu)勢(shì)[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(xué)穩(wěn)定性及污染物釋放對(duì)周邊環(huán)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(jī)物會(huì)發(fā)生遷移,對(duì)地下水、周邊土壤及河流等造成污染。一些學(xué)者發(fā)現(xiàn)爐渣中部分重金屬和可溶性鹽含量超出土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)限值,導(dǎo)致爐渣再利用過程中對(duì)環(huán)境造成危害和污染[5-8]。此外,也有研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)爐渣中的水溶性鹽含量達(dá)到鹽土范圍值時(shí)將導(dǎo)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(shí),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(xué)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(fēng)險(xiǎn)更高。

評(píng)價(jià)固體廢棄物的毒性特征和環(huán)境影響時(shí),通常采用浸出提取方法獲得浸提液;通過對(duì)浸提液化學(xué)成分的檢測(cè)分析,并與涉及文獻(xiàn)或標(biāo)準(zhǔn)限值對(duì)比,獲得高風(fēng)險(xiǎn)污染項(xiàng)信息,有效甄別污染源。僅僅基于化學(xué)分析的手段通常會(huì)高估單個(gè)元素引起的風(fēng)險(xiǎn),低估共存化合物間的加性、協(xié)同或拮抗作用[13]。此外,污染物的質(zhì)量濃度低于儀器檢測(cè)限值也是化學(xué)分析的局限之一。因此,基于生態(tài)毒理學(xué)測(cè)試手段分析爐渣浸出液的環(huán)境影響十分必要。Ribé等[14]采用固體爐渣和爐渣浸出液培養(yǎng)白花三葉草種子,研究結(jié)果表明固體爐渣和爐渣浸出液具有生態(tài)毒性作用。張鴻齡等[15]研究了清淤底泥中的重金屬對(duì)糧食作物小麥、牧草植物紫花苜蓿和蔬菜作物實(shí)芹種子的發(fā)芽與根伸長有抑制作用。大麥、西紅柿和小白菜等經(jīng)濟(jì)作物也常作為研究土壤中重金屬毒性的試驗(yàn)物種[15-17]。除高等植物外,藻類、細(xì)菌及部分動(dòng)物也常于生物毒性測(cè)試。Phoungthong等[18]、錢海豐等[19]建議,可以通過考慮爐渣浸出液對(duì)淡水生物、發(fā)光細(xì)菌的生態(tài)毒性來監(jiān)測(cè)對(duì)環(huán)境的影響,因?yàn)樗鼈兊姆敝橙菀资艿綇臓t渣中浸出的Ba，Cr，Cu，Pb，F(xiàn)和毒性有機(jī)物的影響。Rozumová等[20]采用淡水藻類對(duì)水泥穩(wěn)定爐渣進(jìn)行生態(tài)毒理測(cè)試。武毛妮[21]以微藻-普通小球藻與發(fā)光細(xì)菌-青?；【鷻z測(cè)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(fèi)歇爾弧菌試驗(yàn)中,報(bào)告了礦渣浸出液對(duì)細(xì)菌生長的抑制作用。Mavakala等[23]采用垃圾場(chǎng)滲濾液培養(yǎng)底棲甲殼類生物蟲卵。Bhargav等[24]采用城市固廢滲濾液對(duì)果蠅幼蟲進(jìn)行培養(yǎng)。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(duì)底棲生物的毒性效應(yīng)。周斯蕓[26]以大型蚤、斑馬魚為受試生物,系統(tǒng)研究了實(shí)際工業(yè)廢水(焦化廢水)對(duì)水生物的毒性效應(yīng)。筆者以小麥和浮萍兩種典型植物為毒性分析試驗(yàn)對(duì)象,探討爐渣浸出液對(duì)這兩種植物生長情況的影響;同時(shí)從爐渣浸出液化學(xué)特性及其生態(tài)毒性兩方面入手,評(píng)估爐渣使用過程中可能產(chǎn)生的環(huán)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(yàn)材料和方法

1.1 試驗(yàn)材料

本試驗(yàn)?zāi)繕?biāo)物是產(chǎn)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(chǎn)生的爐渣從焚燒爐內(nèi)排出,經(jīng)水冷卻后輸送至爐渣貯坑,該爐渣稱為原生爐渣。對(duì)爐渣進(jìn)行濕法處理,獲得處理后的爐渣集料?；谌铀姆址╗27],分別對(duì)原生爐渣和濕法處理后的爐渣進(jìn)行分樣處理。依據(jù)《公路土工試驗(yàn)規(guī)程》(JTG E40—2007)中土的顆粒分析試驗(yàn)T0115—1993篩分法對(duì)兩種爐渣進(jìn)行篩分,取粒徑大小為0～5 mm的爐渣作為試驗(yàn)樣品。

1.2 爐渣浸出液的制備

依據(jù)《亞硝胺測(cè)定和含量最小化用技術(shù)指導(dǎo)文件》(ISO/TR 14735—2013),制備用于爐渣生態(tài)毒性測(cè)試的浸出液樣品,主要實(shí)驗(yàn)設(shè)備是KS-08型水平振蕩器、抽濾泵等。相關(guān)操作方法簡述如下:

1) 以普通水和稀硝酸調(diào)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(jù)原生爐渣和濕法處理爐渣各自含水率稱取干基質(zhì)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(diào)節(jié)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(chǎn)生時(shí),應(yīng)定時(shí)在通風(fēng)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(cè)試與分析方法

采用爐渣浸出液摻配普通水,制成不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)的培養(yǎng)液,用于培養(yǎng)小麥和浮萍;根據(jù)生長指標(biāo)的差別,研究爐渣浸出液對(duì)植物生長的影響。同時(shí),與爐渣的批量毒性浸出試驗(yàn)結(jié)果、爐渣堆雨水徑流和濕法處理循環(huán)水等水樣檢測(cè)結(jié)果進(jìn)行對(duì)比,進(jìn)一步判斷引起該差別的可能因素。

1.3.1 小麥種子培養(yǎng)試驗(yàn)

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(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為30%,70%,100%的培養(yǎng)液,并以配制好的培養(yǎng)液培養(yǎng)小麥種子。以使用普通水培養(yǎng)的小麥種子作為對(duì)照組。

用紙床發(fā)芽法培養(yǎng)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(yǎng)皿中鋪設(shè)吸水性優(yōu)良的紙巾作為小麥種子的發(fā)芽床。將小麥種子均勻排列在發(fā)芽床上,每個(gè)培養(yǎng)皿中放置30粒小麥種子。將培養(yǎng)皿置于清潔、通風(fēng)、適溫和非陽光直射的環(huán)境中培養(yǎng)5 d。期間使用對(duì)應(yīng)的培養(yǎng)液噴灑發(fā)芽床,維持濕潤的發(fā)芽環(huán)境。5 d后,觀測(cè)小麥種子生長情況,并根據(jù)表1所示的各指標(biāo)內(nèi)容評(píng)價(jià)爐渣浸出液對(duì)小麥種子生長的影響。共計(jì)7個(gè)試驗(yàn)組,每組重復(fù)2次。

表1 小麥種子培養(yǎng)試驗(yàn)觀測(cè)指標(biāo)Table 1 Observation indexes of wheat seed cultivation test

1.3.2 浮萍培養(yǎng)試驗(yàn)

參考美國EPA推薦的綠藻培養(yǎng)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(yǎng)液。制成質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為30%,70%,100%的浮萍培養(yǎng)液。以使用普通水配制的浮萍培養(yǎng)液作為對(duì)照組。

試驗(yàn)前挑選出外形完好、生長健康、有2個(gè)植物體且大小相近的浮萍若干。在消毒過的培養(yǎng)皿中注入培養(yǎng)液,液面高1～2 cm。將浮萍移入培養(yǎng)皿內(nèi),每個(gè)培養(yǎng)皿中放置10株浮萍(20個(gè)植物體)。將培養(yǎng)皿置于清潔、通風(fēng)、適溫和有足夠光線的環(huán)境中,培養(yǎng)10 d。分別在第1，4，7，10天對(duì)培養(yǎng)皿內(nèi)浮萍的植物體數(shù)量進(jìn)行記錄。其間,維持液面高度,定時(shí)補(bǔ)充培養(yǎng)液。觀測(cè)10 d內(nèi)浮萍生長狀態(tài),并根據(jù)表2所示的各項(xiàng)指標(biāo)內(nèi)容,評(píng)價(jià)爐渣浸出液對(duì)浮萍生長的影響。共計(jì)7個(gè)試驗(yàn)組,每組重復(fù)3次。

表2 浮萍培養(yǎng)試驗(yàn)觀測(cè)指標(biāo)Table 2 Observation indexes of duckweed cultivation test

1.3.3 爐渣浸出液中重金屬及溶鹽質(zhì)量濃度測(cè)試方法

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

2 結(jié)果與分析

2.1 爐渣批量毒性浸出特性分析

依據(jù)《固體廢物浸出毒性浸出方法 水平振蕩法》(HJ 557—2009),對(duì)原生爐渣和濕法處理爐渣進(jìn)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(zhì)量濃度。需要說明的是,被測(cè)離子在浸出液中絕對(duì)質(zhì)量濃度并不能反映可溶出離子的實(shí)際浸出水平。本研究中引入《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838—2002)中相關(guān)污染物的限值,將爐渣浸出液中重金屬和溶鹽的浸出質(zhì)量濃度與限值作歸一化處理,結(jié)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(zhì)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(zhì)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(gè)地區(qū)爐渣堆雨水徑流及濕法處理中循環(huán)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(biāo)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(xiǎn)廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn)浸出毒性鑒別》(GB 5085.3—2007),對(duì)樣品中的重金屬、溶鹽和有機(jī)質(zhì)等進(jìn)行檢測(cè),并按照《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838—2002)中Ⅴ類限值對(duì)污染物質(zhì)量濃度進(jìn)行歸一化處理,結(jié)果如表5所示。

表5 多個(gè)地區(qū)爐渣雨水徑流和濕法處理循環(huán)水中污染物質(zhì)量濃度的歸一化結(jié)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(huán)水中重金屬Hg，Zn和As均未見超標(biāo),但Pb，Cd，Cu和Cr均有不同程度的超標(biāo);溶鹽含量普遍偏高,這會(huì)造成土壤結(jié)構(gòu)破壞,土壤肥力降低,對(duì)水系統(tǒng)產(chǎn)生不利影響。此外,雨水徑流和循環(huán)水中有機(jī)質(zhì)、氮和磷等也是不可忽略的污染項(xiàng)。

綜上所述,對(duì)爐渣批量提取的浸出液、渣堆雨水徑流以及濕法循環(huán)水進(jìn)行化學(xué)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(zhì)量濃度可能低于可檢測(cè)質(zhì)量濃度限值,且環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中未對(duì)某種污染物作出質(zhì)量濃度限值規(guī)定等問題,進(jìn)一步采用爐渣浸出液進(jìn)行生物測(cè)試,可以更直接地評(píng)估其生態(tài)毒性影響,直觀反應(yīng)浸出液對(duì)某種或多種生物的影響作用。通過生物毒性分析與化學(xué)分析相結(jié)合,將更加準(zhǔn)確全面地評(píng)估爐渣浸出液對(duì)環(huán)境可能造成的影響。

2.2 試驗(yàn)用培養(yǎng)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(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為30%,70%,100%的培養(yǎng)液，測(cè)定培養(yǎng)液的pH值,結(jié)果如表6所示。由表6可知:兩種爐渣浸出液配制的培養(yǎng)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(yǎng)液pH值Table 6 pH value of the prepared culture solution

2.3 小麥種子培養(yǎng)結(jié)果

采用配制的培養(yǎng)液培養(yǎng),在第5天統(tǒng)計(jì)小麥的生

長情況信息,結(jié)果如表7,8所示。由表7,8可知:以普通水作為培養(yǎng)液,小麥種子平均發(fā)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(fā)芽率不低于85%的規(guī)定,用普通水作為培養(yǎng)液時(shí)，小麥種子發(fā)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(yǎng)液培養(yǎng)小麥種子,平均發(fā)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(yǎng)液培養(yǎng)小麥種子,平均發(fā)芽率分別為83.4%,71.7%,63.4%。與對(duì)照組的發(fā)芽率(96.7%)相比,兩種爐渣浸出液摻混的培養(yǎng)液培養(yǎng)下小麥種子發(fā)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(duì)小麥種子的發(fā)芽產(chǎn)生抑制或損傷作用的成分。

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

表8 不同培養(yǎng)液作用下小麥生成特征參數(shù)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(yǎng)的小麥種子發(fā)芽率低于濕法處理爐渣浸出液培養(yǎng)的小麥種子發(fā)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(duì)小麥種子生長的影響程度。為進(jìn)一步驗(yàn)證該結(jié)果,持續(xù)多日記錄小麥幼苗芽和根的生長情況。同時(shí),為排除因小麥種子個(gè)體差異造成的影響,引入芽生長質(zhì)量系數(shù)BC、根生長質(zhì)量系數(shù)RC等指標(biāo)進(jìn)一步分析影響程度,結(jié)果如圖1,2所示。

圖1 芽生長質(zhì)量系數(shù)Fig.1 Bud growth quality coefficient

圖2 根生長質(zhì)量系數(shù)Fig.2 Root growth quality coefficient

以普通水對(duì)照組的小麥種子芽生長質(zhì)量系數(shù)BC和根生長質(zhì)量系數(shù)RC均為1作為參考,在爐渣培養(yǎng)液培養(yǎng)下,小麥種子的這兩項(xiàng)生長質(zhì)量系數(shù)均呈現(xiàn)明顯下降趨勢(shì)。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(zhì)量系數(shù)BC從1下降至0.244;根生長質(zhì)量系數(shù)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(zhì)量系數(shù)BC從1下降至0.545;根生長質(zhì)量系數(shù)RC從1下降至0.537。BC和RC的變化趨勢(shì)與小麥種子發(fā)芽率的變化趨勢(shì)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(duì)小麥種子的萌發(fā)及生長會(huì)產(chǎn)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(yán)重。

2.4 浮萍培養(yǎng)結(jié)果

對(duì)浮萍進(jìn)行為期10 d的培養(yǎng)觀察,分別在第1，4，7，10天記錄浮萍植物體個(gè)數(shù),結(jié)果如圖3所示。在最初培養(yǎng)階段,各觀察組的浮萍植物體個(gè)數(shù)均為60,經(jīng)過10 d的培養(yǎng)增殖后,對(duì)照組浮萍植物體個(gè)數(shù)達(dá)到111,而浸出液試驗(yàn)組中浮萍植物體個(gè)數(shù)均小于對(duì)照組浮萍植物體個(gè)數(shù)。且在相同浸出液摻混比時(shí),原生爐渣配制的培養(yǎng)液中浮萍植物體個(gè)數(shù)明顯少于濕法處理爐渣配制的培養(yǎng)液中浮萍植物體個(gè)數(shù)。

圖3 浮萍10 d內(nèi)生長曲線圖Fig.3 Growth curve of duckweed in 10 days

由圖3可知:對(duì)照組中浮萍植物體的生長曲線在第7天時(shí)達(dá)到拐點(diǎn),之后以較平緩的速度保持增殖,這可能與培養(yǎng)容器的容量等外部環(huán)境相關(guān)。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(duì)浮萍的生長具有一定的抑制作用。

圖4是各試驗(yàn)組浮萍的生長速度抑制率。以對(duì)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(shí),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(shí),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(duì)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(qiáng)。為回收爐渣中金屬而進(jìn)行的濕法處理工序,其在減輕爐渣環(huán)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(jié) 論