侯 棻，李 甜

（山西財(cái)經(jīng)大學(xué)公共管理學(xué)院土地資源管理系，山西 太原 030006）

1 引言

衛(wèi)生填埋是大多數(shù)國(guó)家生活垃圾處理的主要途徑［1］，隨著經(jīng)濟(jì)的發(fā)展和城市化水平的提高，生活垃圾產(chǎn)生量呈逐年上升的趨勢(shì)，導(dǎo)致大量垃圾填埋場(chǎng)庫(kù)容趨于飽和，如何解決新增垃圾處理問題引起廣泛關(guān)注［2-5］。在我國(guó)，垃圾填埋占用大量的土地資源，伴隨城市的擴(kuò)張形成了“垃圾圍城”現(xiàn)象，對(duì)土壤環(huán)境、地下水、大氣環(huán)境以及周圍人群健康產(chǎn)生重大風(fēng)險(xiǎn)［4,6］。為避免占用大面積土地資源及對(duì)環(huán)境潛在的危害，垃圾填埋場(chǎng)的資源化利用成了當(dāng)務(wù)之急。

垃圾填埋場(chǎng)封場(chǎng)數(shù)年后，垃圾經(jīng)過降解成為基本穩(wěn)定的類土壤物質(zhì)，即礦化垃圾［7-8］。由于礦化垃圾具有有機(jī)質(zhì)含量高、陽(yáng)離子交換量大、比表面積大和含有豐富的微生物等特點(diǎn)，常被用作生物濾池反應(yīng)床的主要填料處理廢水［9-11］。近年來(lái)，已有大量研究探索礦化垃圾的資源化開發(fā)利用，在獲得可循環(huán)使用材料的同時(shí)釋放垃圾填埋場(chǎng)填埋空間［10,12-16］，實(shí)現(xiàn)垃圾填埋場(chǎng)的再生利用。

礦化垃圾從物理質(zhì)地分析，與砂土類似，同時(shí)又具有與肥沃土壤相似的一些特性。有機(jī)質(zhì)、TN、TP 含量高，陽(yáng)離子交換能力強(qiáng)，含有大量種類繁多的微生物，即具有可以提供植物生長(zhǎng)所需的營(yíng)養(yǎng)、結(jié)構(gòu)和環(huán)境條件。然而，礦化垃圾雖然肥力高，但成分復(fù)雜，其有毒有害物質(zhì)的穩(wěn)定性直接影響植物的生長(zhǎng)發(fā)育。前期已開展的研究結(jié)果表明，礦化垃圾對(duì)大麥、玉米種子、萬(wàn)壽菊等的生長(zhǎng)存在影響，并且礦化垃圾粒徑越小，越容易吸附污染物質(zhì)，損傷植物的風(fēng)險(xiǎn)越高，在礦化垃圾對(duì)玉米種子的生物毒性研究中發(fā)現(xiàn)，礦化垃圾對(duì)其影響主要集中在小粒徑［11,14-15］。同時(shí)研究發(fā)現(xiàn)礦化垃圾中含有比普通土壤數(shù)量多的微生物群，適量添加礦化垃圾對(duì)萬(wàn)壽菊的生長(zhǎng)有促進(jìn)作用［17-18］。因此，礦化垃圾對(duì)環(huán)境的影響具有雙重效應(yīng)，在利用礦化垃圾作為植物栽培土壤之前，應(yīng)分析其粒徑分布，選擇合適的粒徑［14-15,17-18］。

N、P、K 是植物生長(zhǎng)所必需的營(yíng)養(yǎng)元素，常以有機(jī)化合物的形式存在，不能被植物直接利用，只有在水溶性狀態(tài)下，形成速效N、P、K 才能被植物吸收。因此，在植物栽培過程中，速效N、P、K 含量是衡量栽培土壤肥力的重要指標(biāo)［17-18］。此外，土壤的粒徑分布決定土壤質(zhì)地，與土壤中養(yǎng)分轉(zhuǎn)化和植物生長(zhǎng)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)吸收所需的環(huán)境條件密切相關(guān)。礦化垃圾作為植物栽培土的資源化利用不僅可以延長(zhǎng)填埋場(chǎng)的使用壽命，還會(huì)產(chǎn)生巨大的社會(huì)、經(jīng)濟(jì)及環(huán)境效益［18］。只有了解礦化垃圾顆粒的組成、質(zhì)地特點(diǎn)及肥力的特征，才能更科學(xué)地研究礦化垃圾作為植物培養(yǎng)土的可行性。為了研究礦化垃圾中營(yíng)養(yǎng)元素N、P、K 的穩(wěn)定性和含量，課題組10 a 前，已經(jīng)對(duì)填埋10 a 的不同粒徑礦化垃圾進(jìn)行了理化性質(zhì)分析及N、P、K 含量的測(cè)定分析［17-18］。本次研究通過采集同一堆填區(qū)填埋20 a 的礦化垃圾樣本，測(cè)定其理化性質(zhì)及N、P、K 元素含量，研究不同粒徑礦化垃圾中營(yíng)養(yǎng)元素隨時(shí)間的變化規(guī)律，旨在為礦化垃圾作為植物種植培養(yǎng)土的利用提供科學(xué)依據(jù)。

2 材料與方法

2.1 礦化垃圾樣品制備

本次研究所用的礦化垃圾采自山西省太原市東山新溝垃圾衛(wèi)生填埋場(chǎng)，此垃圾填埋場(chǎng)于1987年建成并投入使用，2007 年停止使用并封場(chǎng)，最早填埋的生活垃圾已有30 余年，形成了穩(wěn)定的礦化垃圾。

采用與2009 年相同的采樣方法——隨機(jī)取樣法獲得分析樣品。2009 年采集到填埋區(qū)埋藏近10 a 的礦化垃圾樣品［17-18］，2019 年在同一區(qū)域以相同方法采集埋藏近20 a 的樣品［19］。具體采樣過程為深入垃圾填埋溝內(nèi)200 m 左右，在垃圾堆埋層側(cè)面，隨機(jī)收集5 個(gè)樣本點(diǎn)，將5 個(gè)點(diǎn)混合作為1 個(gè)樣本。取樣前先去除采樣點(diǎn)表面花草和表層覆蓋土（30～50 cm 厚），挖1 個(gè)深15 cm 的坑，然后用土鏟從垂直坑壁處均勻切出5 cm 厚的土片。在現(xiàn)場(chǎng)去除里面的金屬、塑料、大石塊、玻璃和橡膠等難降解大顆粒物。經(jīng)過孔徑900μm的分級(jí)篩，篩下物再篩分為300～900、150～300、105～150、90～105、0～90 μm 5 個(gè)不同粒徑樣品，風(fēng)干備用。普通表土在距離垃圾填埋場(chǎng)5 km 范圍內(nèi)采集，取樣方法和深度與礦化垃圾取樣方法相同。

2.2 礦化垃圾理化特性分析

pH 采用pH 計(jì)電位法測(cè)定；電導(dǎo)率EC 采用電導(dǎo)率儀法；有機(jī)物含量采用重鉻酸鉀滴定法測(cè)定；CEC 的測(cè)定采用醋酸鈉-火焰光度法［20］。

2.3 N 含量的測(cè)定

礦化垃圾中TN 含量測(cè)定采用半微量凱氏定氮法，樣品經(jīng)濃硫酸消煮，堿化后加入硼酸吸收，標(biāo)準(zhǔn)酸溶液滴定測(cè)得TN 含量。速效N 采用堿解擴(kuò)散法測(cè)定，氫氧化鈉水解樣品后，加入硼酸吸收，用標(biāo)準(zhǔn)鹽酸滴定后計(jì)算出速效N 含量［20］。

2.4 P 含量的測(cè)定

采用硫酸-高氯酸消煮法測(cè)定樣品TP 含量，高溫下加入高氯酸和硫酸消解，采用鉬銻抗比色法測(cè)定TP。采用碳酸氫鈉法測(cè)定樣品速效P 含量，選用碳酸氫鈉作為提取劑提取樣品中速效P，加入鉬銻抗混合顯色液顯色后用分光光度計(jì)測(cè)定［20］。

2.5 K 含量的測(cè)定

采用氫氧化鈉熔融-火焰光度計(jì)法測(cè)定樣品中TK 含量，將礦化垃圾用氫氧化鈉溶液浸漬，然后在馬弗爐中高溫煅燒，在火焰光度計(jì)上測(cè)定K 含量。采用醋酸銨-火焰光度計(jì)法測(cè)定樣品中速效K含量［20］。

2.6 數(shù)據(jù)分析

用Origin 8.0 軟件處理數(shù)據(jù)、繪制圖表并進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。

3 結(jié)果與討論

3.1 礦化垃圾粒徑分布

礦化垃圾經(jīng)過分級(jí)篩進(jìn)行篩分后，篩分為0～90、90～105、105～150、150～300、300～900 μm 5個(gè)粒徑組。圖1 顯示了不同粒徑篩分物的質(zhì)量分?jǐn)?shù)。粒徑最大組（300～900μm）的質(zhì)量分?jǐn)?shù)最大，為39.6%，粒徑最小組（0～90μm）的質(zhì)量分?jǐn)?shù)為28.4%；其余各組90～105、105～150、150～300 μm分別占總質(zhì)量的5.4%、5.8%、20.7%。

圖1 礦化垃圾粒徑分布Figure 1 Particle-size distribution of aged refuse

參照本課題組2009 年（填埋10 a）采集的礦化垃圾獲得的研究結(jié)果［17］，0～90、90～105、105～150、150～300、300～900 μm 粒徑礦化垃圾組的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為22.4%、8.2%、10.4%、15.3%、43.7%。分析2009 年（填埋10 a）和2019 年（填埋20 a）采集的礦化垃圾的粒徑分布發(fā)現(xiàn)，與2009 年相比，2019 年的最大粒徑組（300～900μm）的質(zhì)量分?jǐn)?shù)仍然呈現(xiàn)最大，但比2009 年降低了4.1 個(gè)百分點(diǎn)。粒徑最小組（0～90μm）比2009年增加了6.0 個(gè)百分點(diǎn)，150～300μm 組增加了5.4個(gè)百分點(diǎn)，105～150 μm 組減少了4.6 個(gè)百分點(diǎn)，90～105μm 組下降2.8 個(gè)百分點(diǎn)。結(jié)果顯示，生活垃圾的礦化過程一直在持續(xù)，形成類似腐殖土質(zhì)顆粒狀的多孔物質(zhì)，由礦物質(zhì)、有機(jī)物、水分和氣體組成。10 a 時(shí)間受光照、雨水、溫度等環(huán)境因素影響，以及礦化垃圾內(nèi)部水流、氣流作用和持續(xù)的大量微生物的降解作用，最終趨于穩(wěn)定狀態(tài)。

3.2 礦化垃圾理化特性

礦化垃圾的理化性質(zhì)是分析礦化垃圾特性的重要參數(shù)。我國(guó)城市生活垃圾的含水量和有機(jī)質(zhì)含量均較高，礦化垃圾不僅含有非常高的EC，還含有速效N、速效P、豐富的腐殖質(zhì)等植物生長(zhǎng)所需的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)［9］。表1 結(jié)果顯示礦化垃圾呈弱堿性。除pH 外，其他指標(biāo)在10 a 間都有明顯的降低。2019 年檢測(cè)出的EC 是2009 年的42.6%，這種結(jié)果可能是由于無(wú)機(jī)鹽含量損失造成的，礦化垃圾中可溶性鹽含量隨時(shí)間的延長(zhǎng)而降低。2009年礦化垃圾中有機(jī)質(zhì)儲(chǔ)量豐富，礦化程度高，可充分開發(fā)利用。2019 年礦化垃圾中有機(jī)質(zhì)含量仍高達(dá)7.30%，但低于2009 年。這些變化可能是由于垃圾填埋場(chǎng)受微生物作用和雨水侵蝕造成了營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的流失。本課題組前期研究結(jié)果顯示［17-19］，礦化垃圾中Pb、Cr、Cd、Zn、Hg 等重金屬元素質(zhì)量濃度也有變化，但是其含量均達(dá)到GB 15618—2018 土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）的農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值范圍，環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)低。

表1 采集于2009 年和2019 年礦化垃圾的理化特性Table 1 Physical and chemical characteristics of aged refuse in 2009 and 2019

3.3 礦化垃圾營(yíng)養(yǎng)元素含量

3.3.1 不同粒徑礦化垃圾中TN 和速效N 的分布

由圖2 可見，各粒徑組（0～90、90～105、105～150、150～300、300～900μm）的礦化垃圾TN分別為1.8、2.8、3.1、3.6、2.6 g/kg，速效N 分別為104.2、100.0、102.9、111.3、78.5 mg/kg，速效N 與TN 含量之比分別為5.79%、3.57%、3.32%、3.09%、3.02%。隨著粒徑的減小，TN 含量呈現(xiàn)先增大后減小的趨勢(shì)，在150～300 μm 組中含量最大，這與前期研究的結(jié)果一致［17-19］，TN 總是賦存于相對(duì)粒徑大的礦化垃圾中；速效N 在150～300μm 組含量最大，然后隨著粒徑的減小略有減少。參照全國(guó)第二次土壤普查養(yǎng)分分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，除0～90μm 粒徑組TN 含量達(dá)二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，其他粒徑組均為一級(jí)。300～900 μm 粒徑組速效N 達(dá)四級(jí)（缺乏）級(jí)別，其余各組為三級(jí)（中等）級(jí)別。

圖2 不同粒徑礦化垃圾TN 和速效N 分布Figure 2 Total-N and available-N distribution in different particle-size aged refuse

3.3.2 不同粒徑礦化垃圾中TP 和速效P 的分布

由圖3 可見，在0～90、90～105、105～150、150～300、300～900μm 各粒徑組礦化垃圾中TP 含量分別為1.6、1.3、1.4、1.2、1.1 g/kg，速效P 含量分別為103.5、103.4、101.1、82.4、57.6 mg/kg，不同粒徑組的速效P 分別占TP 的6.47%、7.95%、7.22%、6.87%、5.24%。隨著粒徑的減小，TP 和速效P 含量總體上呈增加趨勢(shì)，由于小粒徑礦化垃圾的比表面積相對(duì)較大，更容易沉積營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)。參照全國(guó)第二次土壤普查養(yǎng)分分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，各粒徑組TP 含量均>1 g/kg，達(dá)到一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)。同樣速效P各組均>40 mg/kg，達(dá)到一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)。

圖3 不同粒徑礦化垃圾TP 和速效P 分布Figure 3 Total-P and available-P distribution in different particle-size aged refuse

3.3.3 不同粒徑礦化垃圾中TK 和速效K 的分布

由圖4 可見，0～90、90～105、105～150、150～300、300～900μm 各組礦化垃圾中TK 含量分別為11.0、9.5、8.8、8.4、7.5 g/kg，速效K 含量分別為149.8、132.4、115.7、111.1、91.2 mg/kg，速效K分別占TK 的1.36%、1.39%、1.31%、1.32%、1.22%。TK 和速效K 含量隨著粒徑的增大呈現(xiàn)減小趨勢(shì)，由于小粒徑礦化垃圾的比表面積相對(duì)較大，更容易沉積營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)。參照全國(guó)第二次土壤普查養(yǎng)分分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，300～900 μm 粒徑組TK 含量達(dá)五級(jí)（低），其余各組達(dá)到四級(jí)（中下）；速效K與TK 的趨勢(shì)相同，除最大粒徑組為五級(jí)（低），其余各組均為四級(jí)（中下）。

圖4 不同粒徑礦化垃圾TK 和速效K 分布Figure 4 Total-K and available-K distribution in different particle-size aged refuse

3.4 分析與討論

本次研究顯示，不同粒徑組N、P、K 的總量和有效態(tài)含量存在顯著差異。TN 含量以150～300μm 粒徑組最高，隨粒徑減小而顯著降低。TP、TK 含量隨粒徑的減小而增加，其變化趨勢(shì)與10 a前基本相同。速效P 含量與10 a 前略有不同，10 a前速效P 含量在105～150μm 組最低，而在本次研究中，速效P 含量隨著粒徑的減小反而增加。速效N、速效K 的含量與10 a 前觀察到的趨勢(shì)相似，隨著粒徑的減小而增加，這很可能是由于小粒徑礦化垃圾的比表面積相對(duì)較大，容易沉積更多的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)。綜上所述，除速效P 含量略有差異外，TN、TP、TK、速效N、速效K 含量隨粒徑變化的趨勢(shì)與10 a 前基本一致。本研究中的礦化垃圾富含N 和P，而K 略低，但這些營(yíng)養(yǎng)元素的濃度遠(yuǎn)高于相關(guān)植物生長(zhǎng)培養(yǎng)基質(zhì)［17-18,21］。山西省土壤呈現(xiàn)缺P 少N，富含K 的狀態(tài)［22］，因此可以直接利用礦化垃圾或通過添加礦化垃圾改良土壤，使土壤中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)種類和數(shù)量均滿足植物生長(zhǎng)所需。

盡管N、P、K 這些營(yíng)養(yǎng)元素含量在不同粒徑組間有相似的變化趨勢(shì)，TN 和TK 的含量卻比10 a 前顯著下降，但仍具有一定的肥力。究其原因，填埋場(chǎng)的穩(wěn)定程度決定礦化垃圾的組成和結(jié)構(gòu)［8］，進(jìn)而影響營(yíng)養(yǎng)元素的含量。由于生活垃圾填埋場(chǎng)填埋區(qū)受人類活動(dòng)影響很少，同時(shí)也沒有種植植被或農(nóng)作物，因此可以排除人類活動(dòng)和植物對(duì)礦化垃圾中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)含量變化的影響。礦化垃圾中各營(yíng)養(yǎng)元素的變化主要受光照、雨水、微生物等因素影響。本次研究礦化垃圾主要是表層礦化垃圾，因其接近地表，水分含量較深部埋藏礦化垃圾相對(duì)少，透氣性好，為各種好氧微生物提供了生存環(huán)境。微生物降解作用在礦化垃圾營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)轉(zhuǎn)化過程中起著巨大的作用，礦化垃圾中有豐富的特定微生物種群，這些微生物參與了礦化垃圾中N、P、K 等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)及重金屬的降解［18-19］。同時(shí)營(yíng)養(yǎng)成分及重金屬元素因雨水沖刷，進(jìn)入到滲濾液中［23-25］。且隨著時(shí)間的推移，垃圾填埋場(chǎng)防護(hù)系統(tǒng)的覆蓋層和基礎(chǔ)收集系統(tǒng)不可避免地會(huì)發(fā)生降解，失去其結(jié)構(gòu)完整性和防護(hù)能力，也可能導(dǎo)致滲濾液的滲漏，從而帶走礦化垃圾中的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)及重金屬元素。

根據(jù)本課題組對(duì)礦化垃圾的理化性質(zhì)測(cè)試分析研究結(jié)果顯示［17-19］，采集于2009 年（填埋10 a）的礦化垃圾中Pb、Cr、Cd、Zn、Hg 等重金屬元素質(zhì)量濃度分別為62.9、98、0、122、0 mg/kg和2019 年（填埋20 a）達(dá)到38.48、46.36、0.42、163.83、0.15 mg/kg，均達(dá)到GB 15618—2018 的農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值范圍，對(duì)農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全、農(nóng)作物生長(zhǎng)、土壤生態(tài)環(huán)境造成損害的風(fēng)險(xiǎn)低。課題組最新研究顯示［19］，在普通土壤中添加適量的礦化垃圾種植萬(wàn)壽菊，對(duì)萬(wàn)壽菊的生長(zhǎng)有促進(jìn)作用，因此礦化垃圾可以作為種植土壤進(jìn)行安全開采和利用。由于本次采樣為淺表層礦化垃圾，深部埋存的礦化垃圾中重金屬仍需深入研究。同時(shí)，本次僅對(duì)填埋10 a 和填埋20 a 礦化垃圾進(jìn)行了測(cè)試分析，中間年份礦化垃圾中相關(guān)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)變化趨勢(shì)需開展進(jìn)一步研究。

4 結(jié)論

1）不同粒徑礦化垃圾N、P、K 含量存在明顯差異，根據(jù)植物生長(zhǎng)對(duì)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的需求選擇不同粒徑礦化垃圾加以利用，以提高其利用效率，如植物對(duì)N 需求高可選擇添加大粒徑礦化垃圾，對(duì)P 和K 需求高，則可以選擇小粒徑礦化垃圾，也可以一定比例組合添加礦化垃圾改善貧瘠的土壤。

2）填埋10 a，垃圾已充分礦化，營(yíng)養(yǎng)元素和有機(jī)質(zhì)含量較高。填埋20 a，礦化垃圾中EC、CEC、有機(jī)質(zhì)含量及N、P、K 含量發(fā)生了明顯變化，除P 含量變化不大外，礦化垃圾中N、K 和有機(jī)質(zhì)含量均呈下降趨勢(shì)，說(shuō)明營(yíng)養(yǎng)元素隨填埋時(shí)間延長(zhǎng)可能發(fā)生了流失。同時(shí)，填埋20 a 重金屬含量較10 a 前有下降的趨勢(shì)。這與礦化垃圾的物質(zhì)成分、填埋環(huán)境、微生物等因素有關(guān)。

3）鑒于礦化垃圾成分的復(fù)雜性和可變性，作為植物栽培土對(duì)其利用，還有待進(jìn)一步研究其他物質(zhì)含量。盡管本次研究的礦化垃圾中重金屬含量未超標(biāo)，但因其采樣為淺表層，深部埋存的礦化垃圾中重金屬含量仍需開展進(jìn)一步研究，進(jìn)而為礦化垃圾的資源化開發(fā)利用、減小生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)提供科學(xué)依據(jù)。