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)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[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)物會發(fā)生遷移,對地下水、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,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)險更高。

評價固體廢棄物的毒性特征和環(huán)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(xué)成分的檢測分析,并與涉及文獻(xiàn)或標(biāo)準(zhǔn)限值對比,獲得高風(fēng)險污染項信息,有效甄別污染源。僅僅基于化學(xué)分析的手段通常會高估單個元素引起的風(fēng)險,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(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物種[15-17]。除高等植物外,藻類、細(xì)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(fā)光細(xì)菌的生態(tài)毒性來監(jiān)測對環(huán)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(xiàn)和毒性有機(jī)物的影響。Rozumová等[20]采用淡水藻類對水泥穩(wěn)定爐渣進(jìn)行生態(tài)毒理測試。武毛妮[21]以微藻-普通小球藻與發(fā)光細(xì)菌-青?；【鷻z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(xì)菌生長的抑制作用。Mavakala等[23]采用垃圾場滲濾液培養(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)研究了實際工業(yè)廢水(焦化廢水)對水生物的毒性效應(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(xué)特性及其生態(tài)毒性兩方面入手,評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 試驗材料和方法

1.1 試驗材料

本試驗?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)《公路土工試驗規(guī)程》(JTG E40—2007)中土的顆粒分析試驗T0115—1993篩分法對兩種爐渣進(jìn)行篩分,取粒徑大小為0～5 mm的爐渣作為試驗樣品。

1.2 爐渣浸出液的制備

依據(jù)《亞硝胺測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)毒性測試的浸出液樣品,主要實驗設(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,應(yīng)定時在通風(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,研究爐渣浸出液對植物生長的影響。同時,與爐渣的批量毒性浸出試驗結(jié)果、爐渣堆雨水徑流和濕法處理循環(huán)水等水樣檢測結(jié)果進(jìn)行對比,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

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(fù)2次。

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

1.3.2 浮萍培養(yǎng)試驗

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(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),每個培養(yǎng)皿中放置10株浮萍(20個植物體)。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,定時補(bǔ)充培養(yǎng)液。觀測10 d內(nèi)浮萍生長狀態(tài),并根據(jù)表2所示的各項指標(biāo)內(nèi)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(fù)3次。

表2 浮萍培養(yǎng)試驗觀測指標(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)量濃度測試方法

參考《危險廢物鑒別標(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試,溶鹽質(zhì)量濃度采用離子色譜法測試。

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,被測離子在浸出液中絕對質(zhì)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(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《危險廢物鑒別標(biāo)準(zhǔn)浸出毒性鑒別》(GB 5085.3—2007),對樣品中的重金屬、溶鹽和有機(jī)質(zhì)等進(jìn)行檢測,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,這會造成土壤結(jié)構(gòu)破壞,土壤肥力降低,對水系統(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。

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(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。考慮到液相樣品中部分元素質(zhì)量濃度可能低于可檢測質(zhì)量濃度限值,且環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中未對某種污染物作出質(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)行生物測試,可以更直接地評估其生態(tài)毒性影響,直觀反應(yīng)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(xué)分析相結(jié)合,將更加準(zhǔn)確全面地評估爐渣浸出液對環(huán)境可能造成的影響。

2.2 試驗用培養(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，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小麥種子生長的影響程度。為進(jìn)一步驗證該結(jié)果,持續(xù)多日記錄小麥幼苗芽和根的生長情況。同時,為排除因小麥種子個體差異造成的影響,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,小麥種子的這兩項生長質(zhì)量系數(shù)均呈現(xiàn)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(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的變化趨勢與小麥種子發(fā)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(fā)及生長會產(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數(shù)均為60,經(jīng)過10 d的培養(yǎng)增殖后,對照組浮萍植物體個數(shù)達(dá)到111,而浸出液試驗組中浮萍植物體個數(shù)均小于對照組浮萍植物體個數(shù)。且在相同浸出液摻混比時,原生爐渣配制的培養(yǎng)液中浮萍植物體個數(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:對照組中浮萍植物體的生長曲線在第7天時達(dá)到拐點,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(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