汪明勇，郭小平，張 平，王瑋璐，蘇昭輝，張勁松

〔1．北京林業(yè)大學(xué) 水土保持學(xué)院 水土保持與荒漠化防治教育部重點實驗室，北京100083；

2．華潤置地（秦皇島）有限公司，河北 秦皇島066000；3．北京市環(huán)境衛(wèi)生設(shè)計科學(xué)研究所，北京100086〕

垃圾填埋場填埋封場數(shù)年后，垃圾中易降解物質(zhì)完全或接近完全降解，表面沉降量非常小，垃圾自然產(chǎn)生的滲濾液和氣體量極少或不產(chǎn)生，垃圾中可降解物質(zhì)的質(zhì)量分數(shù)下降到3%以下，滲濾液中COD的質(zhì)量濃度下降到25～50mg／L以下，此時的垃圾填埋場可以認為達到了穩(wěn)定化狀態(tài)，所形成的垃圾稱為礦化垃圾［1］。礦化垃圾多為混合垃圾，垃圾中包含塑料、金屬、玻璃、木材、灰土、磚瓦等，并且還含有大量的有機質(zhì)，通過對年限較長的垃圾填埋場進行開采篩分處理，對礦化垃圾進行有效地分選回收利用和質(zhì)量控制，消除非正規(guī)填埋場對周邊環(huán)境造成污染的同時，也實現(xiàn)了廢棄物的循環(huán)利用和釋放土地的目的。篩分得到的有機質(zhì)較高的20mm以下的礦化垃圾數(shù)量可觀，約占垃圾的60%，該礦化垃圾具有較大的比表面積，松散的結(jié)構(gòu)，較好的水力傳導(dǎo)和滲透性，較好的陽離子交換能力，同時還含有豐富的有機質(zhì)植物所需的營養(yǎng)成分如氮、磷、鉀等及各種微量元素，因其具有其他介質(zhì)無法比擬的優(yōu)越性，土壤利用價值非常高，可作為城市園林［2］、廢棄礦山等地綠化基材，在節(jié)約大量土地資源的同時，可實現(xiàn)廢棄物的循環(huán)利用，符合可持續(xù)發(fā)展戰(zhàn)略要求。

但是，該類土壤含有一些有毒、有害物質(zhì)，對施用地地下水和周圍環(huán)境存在潛在危害，許多研究和試驗［1，3－5］已發(fā)現(xiàn)礦化垃圾中重金屬含量較高，將其施用后可能對土壤造成污染，對植物的生長以及人類的生存造成危害。這些有毒有害物質(zhì)如果隨徑流擴散，還將污染更大范圍的土壤，其中，毒性較大的是鎘（Cd），汞（Hg），砷（As），鉻（Cr）和鉛（Pb），它們不能在作物中降解，相反卻能在生物的作用下放大，大量富集，沿食物鏈進入人體，引起急性、慢性中毒，甚至能夠致癌、致畸、致死［6］。

因此，進行礦化垃圾施用土壤環(huán)境及相關(guān)問題的研究，對科學(xué)合理地使用礦化垃圾，確保施用地生產(chǎn)、生態(tài)、人居安全意義重大，有關(guān)礦化垃圾重金屬污染問題已成為環(huán)境污染領(lǐng)域的研究熱點問題之一。本研究通過布置不同配比礦化垃圾下楊樹的栽植試驗，測定了不同施用量礦化垃圾下土壤剖面的重金屬含量，應(yīng)用 Hakanson潛在生態(tài)風險指數(shù)評價法［7－10，14－15］對5種重金屬的潛在風險進行評價，并對施用地不同深度土壤中重金屬分布特征和污染狀況進行分析討論，以期為礦化垃圾的資源化利用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1．1 試驗時間、地點

試驗于2010年4月至2011年4月在北京市昌平區(qū)小湯山鎮(zhèn)前藺溝村苗圃進行。該試驗場的地理位置是北緯40°08′，東經(jīng)116°26′，海拔32m，屬暖溫帶、半濕潤大陸性季風氣候（春季干旱多風，夏季炎熱多雨，秋季涼爽，冬季寒冷干燥，四季分明），土壤為潮土。年平均日照時數(shù)2 684h，年平均氣溫11．8℃，年平均降水量550．3mm。

1．2 試驗材料

試驗用礦化垃圾取自北京市豐臺區(qū)北天堂村填埋齡10a以上的非正規(guī)垃圾填埋場，經(jīng)過篩分得到粒徑≤20mm的土壤，再將其與試驗地土壤按照礦化垃圾添加質(zhì)量分數(shù)的0%，25%，50%，100%進行混配，裸根栽植胸徑為2cm的速生楊‘107’（P．×euramericana “74／76”）。

1．3 試驗方法

1．3．1 試驗設(shè)計與土樣采集 2010年4月，按照4種不同配比選擇4塊試驗場地，即包括礦化垃圾添加質(zhì)量分數(shù)為0%的正常土壤比照地、礦化垃圾添加質(zhì)量分數(shù)分別為25%，50%，100%的礦化垃圾施用試驗地，每塊試驗地中速生楊‘107’株間距為3m，不同配比栽植區(qū)間距4m以作隔離，栽植坑深30cm，寬40cm，將混配土壤好的基質(zhì)施于栽植坑客土栽植速生楊‘107’，每種配比重復(fù)栽植6株，共計栽植24株。2011年4月，分別在不同試驗場地中采用挖掘土壤剖面法采集栽植坑垂直方向上土樣，分為0—30，30—50，50—70，70—90cm這4個土層，每種配比重復(fù)采集3個樣本，每個樣本采集500g，共計采集48個樣本。對每個土壤樣本中的Cd，Hg，As，Cr，Pb這5種重金屬含量進行測定，試驗所用主要儀器為電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀。供試土壤樣本垂直方向上的重金屬含量如表1所示。

1．3．2 評價方法 采用1980年瑞典科學(xué)家Hakanson［10］提出的潛在生態(tài)風險指數(shù)評價方法，對施用不同配比礦化垃圾的土壤中重金屬的潛在生態(tài)風險危害進行評價。該方法不僅能反映某一特定環(huán)境中的全部重金屬污染物的影響，而且通過潛在生態(tài)危害指數(shù)指出了應(yīng)該特別注意的物質(zhì)，這對于污染的控制尤為重要［11］，是目前此類研究中比較科學(xué)、全面的評價方法［8］。其計算見公式為：

式中：Cif——某一重金屬的污染系數(shù)；Cis——不同土壤層次重金屬i的實測值；Cin——計算所需要的參照值；Cd——重金屬的綜合污染程度；Tir——重金屬i的毒性響應(yīng)系數(shù)，反映其毒性水平和生物對其污染的敏感程度；Eir——某單個重金屬的潛在生態(tài)風險系數(shù)；IR——綜合潛在生態(tài)風險指數(shù)。Cif，Cd，Eir，IR值相對應(yīng)的污染程度及潛在生態(tài)風險程度［7－8］如表2所示。

表1 不同土層重金屬含量測定值

考慮到污染特點和評價目的，選取Cd，Hg，As，Cr，Pb這5種重金屬元素作為評價因子，選擇北京市土壤背景值作為參照值［12］。參照有關(guān)文獻和礦化垃圾重金屬污染的特征，設(shè)定5種重金屬生物毒性系數(shù)Tir的數(shù)值大小，即Cd，Hg，As，Cr，Pb其毒性響應(yīng)系數(shù)分別為20，28，10，2，5［7－8］。

考慮到不同土層中的重金屬對環(huán)境的影響程度不同，采用權(quán)重法確定各土壤層次重金屬污染的潛在生態(tài)風險，對整個研究土層重金屬污染狀況進行綜合評價。重金屬潛在生態(tài)風險綜合指數(shù)的計算為：

式中：P——潛在生態(tài)風險綜合指數(shù)；Wi——第i層土層權(quán)重；Pi——第i層土層評價指標（地積累指數(shù)或潛在生態(tài)風險指數(shù)）。

土壤層的權(quán)重是基于Horn開發(fā)的根活動區(qū)水的衰竭深度［7－8］：

式中：LD——深度在D處衰竭水值；D——土深（cm）；R——總的根深（cm）。LD在2個深度的積分被認為反映了該深度區(qū)域上的土壤層權(quán)重。本研究在用此法時，取總根深度R為100cm，據(jù)此得到4個土壤層次加權(quán)系數(shù)分別為 0．522，0．256，0．147，0．075。

2 結(jié)果與分析

2．1 礦化垃圾施用林地重金屬含量狀況

由表1可知，各試驗場地中Cd的含量范圍在0．061～0．110mg／kg，平均為0．080 4mg／kg，所有樣品重金屬含量均超過土壤背景值；Hg的含量范圍為0．026～0．62mg／kg，超過土壤背景值的樣品數(shù)有8個；As的含量范圍為4．46～9．19mg／kg，平均為6．94mg／kg，全部樣品均未超過土壤背景值；Cr的含量范圍為17．60～36．30mg／kg，平均為23．16mg／kg，全部樣品均未超過土壤背景值；鉛的含量范圍為16．60～29．40mg／kg，平均為20．01mg／kg，只有1個樣品超過土壤背景值。有4個樣品中Hg的含量超過國家土壤環(huán)境質(zhì)量一級標準［13］，而其余各重金屬元素的含量均在國家土壤環(huán)境質(zhì)量1級標準所規(guī)定的濃度限值內(nèi)，說明礦化垃圾的施用會造成一定程度的Hg污染。

2．2 礦化垃圾施用場地重金屬污染程度及潛在的生態(tài)風險評價

2．2．1 重金屬污染系數(shù)及綜合污染程度分析 由表3可知，不同礦化垃圾用量下不同層次土壤的綜合污染程度范圍為3．34～14．24，平均值為6．22，處于輕微的污染程度。各重金屬污染系數(shù)平均值由高到低的順序為：Hg＞Cd＞Pb＞As＞Cr。Cr，As，Pb的污染系數(shù)平均值分別為0．35，0．74，0．81，處于輕微污染水平；Cd的污染系數(shù)平均值為1．51，處于中等污染水平；而Hg的污染系數(shù)平均值為2．82，是5個重金屬元素中污染系數(shù)平均值最高的，但仍處于中等污染水平。

表3 礦化垃圾施用林地土壤重金屬的污染系數(shù)及綜合污染程度

隨著礦化垃圾腐殖土施用量的增加，各土層Hg污染系數(shù)隨之增大，0—30cm與30—50cm污染系數(shù)的增大尤為明顯。礦化垃圾添加質(zhì)量分數(shù)為25%的施用場地，0—30cm土壤 Hg的污染系數(shù)達到3．99，達到重污染程度，30—50cm土壤Hg的污染系數(shù)為2．08，達到中等污染水平；50%，100%施用場地0—30cm土壤 Hg的污染系數(shù)分別達6．77，10．42，已達到極重的污染程度，甚至100%施用場地30—50cm土壤Hg的污染系數(shù)高達10．76，已造成中等層次土壤嚴重污染。Cr元素在0—30cm的污染系數(shù)亦呈加重的趨勢，但由于土壤中該元素含量較低，仍處于輕微污染程度。因此，礦化垃圾施用場地中Hg為主要的污染元素，隨著礦化垃圾施用量的增加，0—50cm土壤Hg污染逐漸加重，Hg對土壤的綜合污染程度貢獻最大。

對照地（0%）不同層次的5種重金屬元素綜合污染程度值范圍為3．34～6．03，平均為4．67，處于輕微污染程度；礦化垃圾施用量為25%的林地土壤重金屬元素綜合污染程度平均值為5．27；50%施用林地為6．16；100%施用林地為8．77，綜合污染程度平均值大于8，已達到了中等污染程度。由此可見，隨著礦化垃圾施用量的增加逐漸增大，礦化垃圾施用地5種重金屬元素綜合污染程度有加重的趨勢，重金屬污染來源于礦化垃圾。

2．2．2 重金屬潛在生態(tài)風險評價 由表4可知，不同用量礦化垃圾施用量下不同土壤層次的重金屬潛在風險指數(shù)RI為46．53～345．61，平均為121．11，生態(tài)風險達到了中等程度，特別是全部施用礦化垃圾的場地，綜合潛在生態(tài)風險指數(shù)RI為345．61，達極重的污染程度，其余的處于重、中、輕微污染程度。從不同量礦化垃圾施用場地重金屬元素的單個污染要素來看，Hg的潛在生態(tài)風險系數(shù)為11．76～301．28，平均為78．87，生態(tài)風險達中等程度，而其余重金屬元素的潛在生態(tài)系數(shù)＜40，為低污染程度。從總體污染程度上看，各重金屬污染物對生態(tài)風險影響程度從大到小的順序為：Hg＞Cd＞As＞Pb＞Cr。由此可見，礦化垃圾施用地土壤中重金屬元素的生態(tài)風險RI目前處于較高水平，單金屬元素的生態(tài)危害絕大多數(shù)為極輕，但潛伏著Hg的中等與重度危害，土壤中含汞量過高，它不僅能在植物體內(nèi)積累，還會對植物產(chǎn)生毒害，需引起有關(guān)方面的高度重視。

由表4還可知，不同礦化垃圾施用量下，垂直方向上不同土層的污染程度不同，0—50cm土層受重金屬的污染程度隨礦化垃圾施用量的增加而加重，而50—90cm的土層污染程度保持不變，均為輕微污染，所以礦化垃圾的施用對土壤造成的污染主要集中在0—50cm土層內(nèi)。不同礦化垃圾添加量下0—90cm土層的潛在生態(tài)風險綜合評價結(jié)果表明：隨著礦化垃圾添加量由0%到100%逐漸增加，土壤重金屬污染有加重的趨勢，0%（對照）為輕微污染程度，25%與50%礦化垃圾添加量的土壤污染程度達到中等程度，而100%礦化垃圾添加量的土壤達到重度污染程度。

表4 礦化垃圾施用林地土壤重金屬潛在生態(tài)風險評價結(jié)果

2．3 不同礦化垃圾施用量下土壤中重金屬的垂直遷移特征

土壤剖面重金屬分布特征能較好地反映土壤重金屬的來源及其污染趨勢，由于同一栽植模式礦化垃圾施用量的不同、元素在土壤中的遷移特性和植被吸收利用不同，各元素在土壤中的分布規(guī)律存在一定的差別。

2．3．1 重金屬Cd 由圖1可知，總體上看，Cd的含量在土壤剖面中呈由上至下下降的分布規(guī)律，在50—90cm土層中Cd的含量變化規(guī)律相近。在各剖面0—30cm土層，含量隨著礦化垃圾用量的增加反而呈現(xiàn)下降的趨勢，這可能是由于隨著礦化垃圾用量的增大，施用層土壤理化性質(zhì)改變，Cd被植物大量吸收所致。由此可見，礦化垃圾的施用不會造成Cd在土壤表層的富集。施用100%礦化垃圾的場地中，土壤中Cd含量先升后降，在30—50cm土層含量中達到最大，但最大值與對照（0%）同一土層中Cd含量相當，說明礦化垃圾的施用不會導(dǎo)致Cd垂直遷移，不會導(dǎo)致Cd對地下水的污染。

圖1 不同礦化垃圾施用量下土壤鎘（Cd）的含量垂直分布

2．3．2 重金屬Hg 由圖2可知，隨著礦化垃圾腐殖土含量的增加，Hg在各土壤剖面0—30cm土層中的含量增大，尤其是施用礦化垃圾100%的場地中，其上層土壤Hg含量是對照地（0%）土壤的6倍，這與礦化垃圾中Hg含量高有關(guān)。礦化垃圾施用場地各剖面30—50cm土層中，Hg含量隨著礦化垃圾用量的增加而增大，施用礦化垃圾100%的場地中，土層30—50cm中Hg含量顯著高于其他剖面同層土壤，但到50cm以下土層中Hg含量急劇下降，各剖面土層中Hg的含量均呈現(xiàn)由上而下降低的趨勢，并趨于一致。說明礦化垃圾的施用，導(dǎo)致了Hg在0—50cm土層的遷移與累積，造成了耕層土壤重金屬Hg污染。

圖2 不同礦化垃圾施用量下土壤中汞（Hg）的含量垂直分布

2．3．3 重金屬As As在不同剖面的垂直變化由于礦化垃圾施用量的不同存在一定差異。由圖3可知，與對照（0%）相比，中高配比礦化垃圾施用土壤剖面（50%，100%）中，0—30cm土層 As的含量較低；各剖面30—50cm土層中，As的含量有所增加，說明礦化垃圾的施用已造As在30—50cm土層的累積。深度大于50cm土壤剖面中，隨著深度的增加，各剖面土層中As的含量呈降低并趨于一致?？偟膩砜矗V化垃圾的施用已造成As向30—50cm土層的垂直遷移。

圖3 不同礦化垃圾施用量下土壤中砷（As）的含量垂直分布

2．3．4 重金屬Cr 由圖4可知，Cr在土壤中的分布總體呈下降趨勢，隨著礦化垃圾施用量的增加，表層土壤0—30cm中Cr的含量逐漸增大。與對照（0%）相比，Cr在30—50cm的含量并未出現(xiàn)增加趨勢，反而有所下降。這主要是由于當施用重金屬含量較高的礦化垃圾后，改變了土壤理化性質(zhì)，重金屬元素在表土層的機械截留、膠體吸附及生物富集等作用下［9］，于土壤表層沉積下來，從而導(dǎo)致土壤表層重金屬含量增高。因此，在礦化垃圾施用林地中，重金屬Cr易在表層土壤中累積，導(dǎo)致表層土壤Cr污染，但垂直遷移的不顯著，不易造成深層次土壤及地下水污染。

圖4 不同礦化垃圾施用量下土壤中鉻（Cr）的含量分布

2．3．5 重金屬Pb 由圖5可知，施用礦化垃圾土的場地中，Pb在土壤剖面中的分布由上至下呈降低趨勢，整個0—90cm土層中各剖面Pb的變化規(guī)律相近［16］。與對照地（0%）剖面相比，施用礦化垃圾的土壤中Pb的含量反而較低，表現(xiàn)出隨著礦化垃圾施用量的增加，土壤剖面同一土層中Pb的含量逐漸下降，這可能是由于礦化垃圾的施用改變了耕層土壤理化性質(zhì)，促進了植物對Pb的吸收。礦化垃圾的施用不會造成Pb的垂直遷移及土壤。

圖5 不同礦化垃圾施用量下土壤中鉛（Pb）的含量垂直分布

3 結(jié) 論

（1）通過Hakanson潛在生態(tài)風險指數(shù)評價法，對礦化垃圾施用林地土壤重金屬污染進行評價。結(jié)果表明，不同劑量礦化垃圾施用地中Cd，Hg，As，Cr，Pb具有不同程度的潛在生態(tài)風險，5種重金屬元素的風險程度依次為：Hg＞Cd＞As＞Pb＞Cr。其中，100%礦化垃圾添加量對土壤的污染最為嚴重，達到重度污染程度，其次是添加量為50%與25%礦化垃圾混配土壤施用地，污染程度為中等程度。礦化垃圾的施用對土壤造成的污染主要集中在0—50cm土層，對垂直方向50cm以下土壤影響較小。Hg是礦化垃圾施用中最主要的污染因子，其潛在污染指數(shù)平均貢獻的比例達到了65．1%，在礦化垃圾施用過程中應(yīng)引起高度重視，積極采取有效措施，減輕其潛在生態(tài)危害。

（2）從礦化垃圾施用林地土壤剖面垂直遷移特征來看，Cd，Hg，As，Cr，Pb這5種重金屬元素含量具有從30—50cm土層向下層土壤遞減的趨勢。短期來看（1a≤時間＜2a），礦化垃圾的施用會導(dǎo)致0—30cm表層土壤中的Hg，Cr的富集，以及Hg，As向30—50cm土層中的垂直遷移與累積，但不會導(dǎo)致Cd，Pb在土層中的累積與垂直遷移。

（3）綜合礦化垃圾在林地中施用的潛在生態(tài)風險評價與垂直分布特征研究結(jié)果，建議可將礦化垃圾低劑量與土壤混配（礦化垃圾的添加質(zhì)量分數(shù)≤25%），用于城市園林及綠化造林。

（4）非正規(guī)垃圾填埋場中的篩分所得到的礦化垃圾，其含有大量的有機質(zhì)及營養(yǎng)物質(zhì)，若能對其進行綜合利用，如作為綠化基材、土壤改良劑等，不但能夠消除非正規(guī)填埋場對周邊環(huán)境造成的污染，釋放珍貴的土地資源，而且還能實現(xiàn)廢棄物的循環(huán)利用，變廢為寶，因此，開展礦化垃圾資源化綜合利用技術(shù)的研究意義重大。

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