生活垃圾焚烧炉渣浸出液对植物生长的影响研究

胡艳军,胡贵祥,赵玲芹,朱永豪

(浙江工业大学 机械工程学院,浙江 杭州 310023)

近年来,我国生活垃圾清运量已从原来的1.78亿吨迅速增长到2.28亿吨,而2018年焚烧无害化处理达1.02亿吨,占总清运量的45%,焚烧处理已逐渐成为垃圾处理的主要技术[1]。根据《“十三五”全国城镇生活垃圾无害化处理设施建设规划》(发改环资〔2016〕2851号)要求,到2020年,城市生活垃圾焚烧处理能力占无害化处理能力的50%以上。焚烧处理量的大幅增加,产生了数量巨大的炉渣。我国《生活垃圾焚烧污染控制标准》(GB 18485—2014)明确规定:焚烧炉渣按照一般固体废弃物处理。其常规处理途径有:1) 沥青路面的替代骨料;2) 水泥混凝土的替代骨料;3) 填埋场覆盖材料;4) 路堤、路基等的填充材料;5) 人工暗礁、护岸等海洋建筑工程[2-3]。垃圾焚烧炉渣可逐渐替代紧缺的砂石材料应用到道路建设中,它具有用量大、成本低,甚至改善铺装性能等优势[4]。然而,焚烧炉渣是一种活性材料,在使用过程中需要考虑其化学稳定性及污染物释放对周边环境的影响。尤其是在地表水和地下水的侵蚀作用下,炉渣中的重金属离子、盐分和有机物会发生迁移,对地下水、周边土壤及河流等造成污染。一些学者发现炉渣中部分重金属和可溶性盐含量超出土壤质量标准限值,导致炉渣再利用过程中对环境造成危害和污染[5-8]。此外,也有研究发现当炉渣中的水溶性盐含量达到盐土范围值时将导致植物生长的主要因子受到制约[9-10],这也是焚烧垃圾炉渣作为种植土的主要限制因素之一。Birgisdóttir等[11]研究表明炉渣用于修筑道路基层时,其中的盐分是引起道路和周边土壤盐化的重要原因。瑞典学者Olsson等[12]也阐明：与天然碎石回填路基相比,炉渣材料回填路基的污染物溶淋风险更高。

评价固体废弃物的毒性特征和环境影响时,通常采用浸出提取方法获得浸提液;通过对浸提液化学成分的检测分析,并与涉及文献或标准限值对比,获得高风险污染项信息,有效甄别污染源。仅仅基于化学分析的手段通常会高估单个元素引起的风险,低估共存化合物间的加性、协同或拮抗作用[13]。此外,污染物的质量浓度低于仪器检测限值也是化学分析的局限之一。因此,基于生态毒理学测试手段分析炉渣浸出液的环境影响十分必要。Ribé等[14]采用固体炉渣和炉渣浸出液培养白花三叶草种子,研究结果表明固体炉渣和炉渣浸出液具有生态毒性作用。张鸿龄等[15]研究了清淤底泥中的重金属对粮食作物小麦、牧草植物紫花苜蓿和蔬菜作物实芹种子的发芽与根伸长有抑制作用。大麦、西红柿和小白菜等经济作物也常作为研究土壤中重金属毒性的试验物种[15-17]。除高等植物外,藻类、细菌及部分动物也常于生物毒性测试。Phoungthong等[18]、钱海丰等[19]建议,可以通过考虑炉渣浸出液对淡水生物、发光细菌的生态毒性来监测对环境的影响,因为它们的繁殖容易受到从炉渣中浸出的Ba，Cr，Cu，Pb，F和毒性有机物的影响。Rozumová等[20]采用淡水藻类对水泥稳定炉渣进行生态毒理测试。武毛妮[21]以微藻-普通小球藻与发光细菌-青海弧菌检测了污废水及再生水的植物毒性与微生物毒性。吴春宇[22]则在费歇尔弧菌试验中,报告了矿渣浸出液对细菌生长的抑制作用。Mavakala等[23]采用垃圾场渗滤液培养底栖甲壳类生物虫卵。Bhargav等[24]采用城市固废渗滤液对果蝇幼虫进行培养。沈洪艳等[25]以淡水单孔蚓、伸展摇蚊为受试生物,研究了淡水沉积物中5种重金属(Cu，Cd，Ni，Pb和Zn)对底栖生物的毒性效应。周斯芸[26]以大型蚤、斑马鱼为受试生物,系统研究了实际工业废水(焦化废水)对水生物的毒性效应。笔者以小麦和浮萍两种典型植物为毒性分析试验对象,探讨炉渣浸出液对这两种植物生长情况的影响;同时从炉渣浸出液化学特性及其生态毒性两方面入手,评估炉渣使用过程中可能产生的环境影响,以期为炉渣材料的使用范围和方式提供一定参考。

1 试验材料和方法

1.1 试验材料

本试验目标物是产地山东的小麦种子和采自某水草种植基地的浮萍。生活垃圾焚烧炉渣样品取自常熟某大型生活垃圾焚烧厂。垃圾焚烧厂产生的炉渣从焚烧炉内排出,经水冷却后输送至炉渣贮坑,该炉渣称为原生炉渣。对炉渣进行湿法处理,获得处理后的炉渣集料。基于取样四分法[27],分别对原生炉渣和湿法处理后的炉渣进行分样处理。依据《公路土工试验规程》(JTG E40—2007)中土的颗粒分析试验T0115—1993筛分法对两种炉渣进行筛分,取粒径大小为0～5 mm的炉渣作为试验样品。

1.2 炉渣浸出液的制备

依据《亚硝胺测定和含量最小化用技术指导文件》(ISO/TR 14735—2013),制备用于炉渣生态毒性测试的浸出液样品,主要实验设备是KS-08型水平振荡器、抽滤泵等。相关操作方法简述如下:

1) 以普通水和稀硝酸调制pH=5的浸提剂(考虑到自然降水的pH值为5.6左右)。

2) 根据原生炉渣和湿法处理炉渣各自含水率称取干基质量为100 g的炉渣样品,分别置于2 L提取瓶中。

3) 按液固比10∶1 L/kg加入浸提剂1 L,盖紧瓶盖后垂直固定在水平振荡装置上。

4) 调节振荡频率为110次/min,振幅为40 mm,在室温下振荡8 h后取下提取瓶,静置16 h。在振荡过程中有气体产生时,应定时在通风橱中打开提取瓶,释放过度的压力。

5) 在压力过滤器上装好0.45 μm微孔滤膜,过滤并收集原生炉渣和湿法处理炉渣两种炉渣浸出液,低温保存。

1.3 测试与分析方法

采用炉渣浸出液掺配普通水,制成不同质量分数的培养液,用于培养小麦和浮萍;根据生长指标的差别,研究炉渣浸出液对植物生长的影响。同时,与炉渣的批量毒性浸出试验结果、炉渣堆雨水径流和湿法处理循环水等水样检测结果进行对比,进一步判断引起该差别的可能因素。

1.3.1 小麦种子培养试验

分别将原生炉渣浸出液和湿法处理炉渣浸出液和普通水掺配,制成质量分数分别为30%,70%,100%的培养液,并以配制好的培养液培养小麦种子。以使用普通水培养的小麦种子作为对照组。

用纸床发芽法培养小麦种子。挑选出颗粒饱满、大小相近和无缺陷的小麦种子。以5%的次氯酸钠溶液浸洗消毒20 min后,用清水冲洗干净。在培养皿中铺设吸水性优良的纸巾作为小麦种子的发芽床。将小麦种子均匀排列在发芽床上,每个培养皿中放置30粒小麦种子。将培养皿置于清洁、通风、适温和非阳光直射的环境中培养5 d。期间使用对应的培养液喷洒发芽床,维持湿润的发芽环境。5 d后,观测小麦种子生长情况,并根据表1所示的各指标内容评价炉渣浸出液对小麦种子生长的影响。共计7个试验组,每组重复2次。

表1 小麦种子培养试验观测指标Table 1 Observation indexes of wheat seed cultivation test

1.3.2 浮萍培养试验

参考美国EPA推荐的绿藻培养液配方,分别将原生炉渣浸出液和湿法处理炉渣浸出液和普通水掺配,并加入适量霍格兰营养液。制成质量分数分别为30%,70%,100%的浮萍培养液。以使用普通水配制的浮萍培养液作为对照组。

试验前挑选出外形完好、生长健康、有2个植物体且大小相近的浮萍若干。在消毒过的培养皿中注入培养液,液面高1～2 cm。将浮萍移入培养皿内,每个培养皿中放置10株浮萍(20个植物体)。将培养皿置于清洁、通风、适温和有足够光线的环境中,培养10 d。分别在第1，4，7，10天对培养皿内浮萍的植物体数量进行记录。其间,维持液面高度,定时补充培养液。观测10 d内浮萍生长状态,并根据表2所示的各项指标内容,评价炉渣浸出液对浮萍生长的影响。共计7个试验组,每组重复3次。

表2 浮萍培养试验观测指标Table 2 Observation indexes of duckweed cultivation test

1.3.3 炉渣浸出液中重金属及溶盐质量浓度测试方法

参考《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》(GB 5085.3—2007),炉渣样品浸出液中重金属的质量浓度采用原子吸收火焰分光光度法测试,溶盐质量浓度采用离子色谱法测试。

2 结果与分析

2.1 炉渣批量毒性浸出特性分析

依据《固体废物浸出毒性浸出方法 水平振荡法》(HJ 557—2009),对原生炉渣和湿法处理炉渣进行批量毒性浸出特性分析,表3给出了炉渣中重金属及溶盐的浸出质量浓度。需要说明的是,被测离子在浸出液中绝对质量浓度并不能反映可溶出离子的实际浸出水平。本研究中引入《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)中相关污染物的限值,将炉渣浸出液中重金属和溶盐的浸出质量浓度与限值作归一化处理,结果如表4所示。

表3 原生炉渣和湿法处理炉渣中重金属及溶盐的浸出质量浓度Table 3 The leaching concentration of heavy metals and dissolved salts in primary slag and wet slag

表4 原生炉渣和湿法处理炉渣中重金属 及溶盐的浸出质量浓度归一化Table 4 The normalization of the leaching concentration of heavy metals and dissolved salts in primary slag and wet slag

除采用水平振荡法分析了炉渣的毒性浸出能力外,本研究也收集了多个地区炉渣堆雨水径流及湿法处理中循环水样品,旨在分析与炉渣直接接触过的雨水和湿法处理水中目标污染物的含量水平,借以综合分析炉渣的毒性浸出水平。参考《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》(GB 5085.3—2007),对样品中的重金属、溶盐和有机质等进行检测,并按照《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)中Ⅴ类限值对污染物质量浓度进行归一化处理,结果如表5所示。

表5 多个地区炉渣雨水径流和湿法处理循环水中污染物质量浓度的归一化结果Table 5 Normalized results of pollutant content in slag rainwater runoff and wet treatment circulating water in multiple regions

由表5可知:炉渣堆雨水径流和湿法循环水中重金属Hg，Zn和As均未见超标,但Pb，Cd，Cu和Cr均有不同程度的超标;溶盐含量普遍偏高,这会造成土壤结构破坏,土壤肥力降低,对水系统产生不利影响。此外,雨水径流和循环水中有机质、氮和磷等也是不可忽略的污染项。

综上所述,对炉渣批量提取的浸出液、渣堆雨水径流以及湿法循环水进行化学分析,获得了污染物定性和定量水平信息。考虑到液相样品中部分元素质量浓度可能低于可检测质量浓度限值,且环境质量标准中未对某种污染物作出质量浓度限值规定等问题,进一步采用炉渣浸出液进行生物测试,可以更直接地评估其生态毒性影响,直观反应浸出液对某种或多种生物的影响作用。通过生物毒性分析与化学分析相结合,将更加准确全面地评估炉渣浸出液对环境可能造成的影响。

2.2 试验用培养液的酸碱度分析

将原生炉渣与湿法处理炉渣浸出液分别和普通水掺配,制成质量分数分别为30%,70%,100%的培养液，测定培养液的pH值,结果如表6所示。由表6可知:两种炉渣浸出液配制的培养液pH相差不大,均为7.1～7.3,与普通水pH基本一致。

表6 配制的培养液pH值Table 6 pH value of the prepared culture solution

2.3 小麦种子培养结果

采用配制的培养液培养,在第5天统计小麦的生

长情况信息,结果如表7,8所示。由表7,8可知:以普通水作为培养液,小麦种子平均发芽率为96.7%,按照《粮食作物种子 第1部分：禾谷类》(GB 4404.1—2008)中小麦种子发芽率不低于85%的规定,用普通水作为培养液时，小麦种子发芽率是合格的。分别以掺混30%,70%,100%原生炉渣浸出液制备的培养液培养小麦种子,平均发芽率分别为68.4%,56.7%,48.4%。分别以掺混30%,70%,100%湿法处理炉渣浸出液制备的培养液培养小麦种子,平均发芽率分别为83.4%,71.7%,63.4%。与对照组的发芽率(96.7%)相比,两种炉渣浸出液掺混的培养液培养下小麦种子发芽率均大幅下降,最高下降48.3%;幼芽平均高度最高下降28.8 mm;根平均长度最高下降27.1 mm。说明炉渣浸出液中含有某种或多种对小麦种子的发芽产生抑制或损伤作用的成分。

表7 不同培养液作用下小麦生成特征参数1Table 7 Characteristic parameters 1 of wheat production in different culture media

表8 不同培养液作用下小麦生成特征参数2Table 8 Characteristic parameters 2 of wheat production in different culture media

由表7,8还可知:在相同比例浸出液掺混条件下,原生炉渣浸出液培养的小麦种子发芽率低于湿法处理炉渣浸出液培养的小麦种子发芽率,约降低了15%。这表明湿法处理能够缓解原生炉渣浸出液对小麦种子生长的影响程度。为进一步验证该结果,持续多日记录小麦幼苗芽和根的生长情况。同时,为排除因小麦种子个体差异造成的影响,引入芽生长质量系数BC、根生长质量系数RC等指标进一步分析影响程度,结果如图1,2所示。

图1 芽生长质量系数Fig.1 Bud growth quality coefficient

图2 根生长质量系数Fig.2 Root growth quality coefficient

以普通水对照组的小麦种子芽生长质量系数BC和根生长质量系数RC均为1作为参考,在炉渣培养液培养下,小麦种子的这两项生长质量系数均呈现明显下降趋势。随着原生炉渣浸出液掺混比从0提高至100%,小麦种子芽生长质量系数BC从1下降至0.244;根生长质量系数RC从1下降至0.308。同样,随着湿法处理炉渣浸出液掺混比从0提高至100%,芽生长质量系数BC从1下降至0.545;根生长质量系数RC从1下降至0.537。BC和RC的变化趋势与小麦种子发芽率的变化趋势基本保持一致。通过以上小麦种子生长特征分析,初步推断炉渣浸出液对小麦种子的萌发及生长会产生不利影响或称之为抑制作用,且原生炉渣浸出液影响更严重。

2.4 浮萍培养结果

对浮萍进行为期10 d的培养观察,分别在第1，4，7，10天记录浮萍植物体个数,结果如图3所示。在最初培养阶段,各观察组的浮萍植物体个数均为60,经过10 d的培养增殖后,对照组浮萍植物体个数达到111,而浸出液试验组中浮萍植物体个数均小于对照组浮萍植物体个数。且在相同浸出液掺混比时,原生炉渣配制的培养液中浮萍植物体个数明显少于湿法处理炉渣配制的培养液中浮萍植物体个数。

图3 浮萍10 d内生长曲线图Fig.3 Growth curve of duckweed in 10 days

由图3可知:对照组中浮萍植物体的生长曲线在第7天时达到拐点,之后以较平缓的速度保持增殖,这可能与培养容器的容量等外部环境相关。另外,随着炉渣浸出液掺加量的增加,浮萍植物体的增殖速率降低,这表明炉渣浸出液对浮萍的生长具有一定的抑制作用。

图4是各试验组浮萍的生长速度抑制率。以对照组浮萍生长速度抑制率为0作为参考,原生炉渣浸出液掺混比分别为30%,70%,100%时,浮萍的生长速度抑制率分别为20.2%,59.5%,63.7%;湿法处理炉渣浸出液掺混比分别为30%,70%,100%时,浮萍生长速度抑制率分别为2.9%,12.2%,34.1%。两种炉渣浸出液对浮萍的生长均有抑制作用,原生炉渣浸出液的抑制作用更强。为回收炉渣中金属而进行的湿法处理工序,其在减轻炉渣环境毒害性方面也有积极作用。

图4 浮萍生长速度抑制率Fig.4 Inhibition rate of duckweed growth rate

2.5 讨 论

3 结 论