北方干旱地区非正规垃圾填埋场堆体特征及环境影响分析

2021-11-24张宪奇殷勤年跃刚宋永会梁雨闫海红

环境工程技术学报 2021年6期

张宪奇，殷勤，年跃刚，宋永会，梁雨，闫海红*

1.中国环境科学研究院环境污染控制工程技术研究中心 2.中国地质大学(北京)水资源与环境学院

随着我国经济快速发展及人民生活水平的不断提高，城市和农村生活垃圾产生量日益增加，但由于垃圾无害化处理能力有限，部分垃圾未能得到妥善处理，而是随地形地貌任意堆填，这些垃圾堆放场未设置任何防渗、导排、导气等工程措施，具有填埋周期长、异质性强、存量不确定、污染风险高等特点[1]。大部分非正规垃圾填埋场都属于历史遗留问题，对周边环境的污染主要是由渗滤液渗漏和填埋气外溢造成的[2]。有研究表明，垃圾渗滤液产生量具有明显的区域性特征，不同气候条件下的垃圾填埋场渗滤液产生量差异很大，相应的污染防治措施也不尽相同[3-4]。目前，非正规垃圾填埋场的研究集中在勘查方法、风险评估、污染物迁移等方面[5-7]，制定的堆场治理修复方案主要参照CJJ 17—2004《生活垃圾卫生填埋技术规范》、CJJ 112—2007《生活垃圾卫生填埋场封场技术规程》等相关技术手册，封场覆盖结构以导气层、防渗层、排水层、覆盖土层和营养土层为主，未能充分体现不同气候条件下垃圾填埋场堆体降解特征及环境污染风险的差异性。

笔者以北方干旱地区典型非正规垃圾填埋场为研究对象，考察堆体理化特征及填埋气组成，探讨有机质、pH和含水率对堆体稳定性的指示作用，分析堆体内微生物群落结构及其与环境因子的相关性，评估垃圾堆体对土壤环境影响，以期为北方干旱地区类似非正规垃圾填埋场的治理修复提供依据和技术支撑。

1 研究区概况与研究方法

1.1 研究区概况

非正规垃圾填埋场位于赤峰市某区县山坡低洼处，面积为 16 500 m2，堆体深度为6～15 m，积存量约13万m3。经现场调研，填埋场从20世纪80年代开始堆放垃圾，2018年停止堆放。场内垃圾以周边村庄的生活垃圾为主，掺有少量建筑垃圾。垃圾组成成分如表1所示。填埋场位置及采样点设置如图1所示。

表1 垃圾组成成分Table 1 Waste components

图1 填埋场地理位置及采样点位Fig.1 Location of landfill and sampling sites

填埋场所处区域全年平均气温为4～6 ℃，多年平均降水量为381 mm，蒸发量为 2 000～2 300 mm，标准冻土深度为1.8 m，最大冻深2.0 m。地下水埋深在40～50 m，杂填土下15 m范围内以粉土、粉砂、粉质黏土为主，其粒径小、渗透系数低，属于弱透水层。

1.2 样品采集与分析

2019年4月对垃圾堆体进行钻探取样，根据垃圾堆放区域采用网格法共设置7个钻孔，每个钻孔分别在上覆土、垃圾层及原状土取样。其中上覆土取自垃圾填埋场覆盖层10 cm处；垃圾样品以2 m为间隔取样，变层加取，混合均匀后按照四分法弃取；原状土取自垃圾层下10 cm处。以堆体外未受到垃圾渗滤液影响的原状土作为背景点样品。样品采集后密封在样品袋中，置于4 ℃以下的低温环境中运输、保存。采用便携式沼气分析仪(Geotech biogas 5000)在垃圾堆体孔口处测定填埋气浓度。

样品pH采用玻璃电极法(EN-154FE28)测定，有机质浓度采用灼烧法(KSY6D-16马弗炉)测定，含水率采用烘干称重法(DHG-9070A电热恒温鼓风干燥箱)测定。将部分样品风干后研磨至0.5 mm以下，不易研磨的塑料、橡胶等组分用剪刀进行处理，采用浓HNO3-H2O2法消解，利用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)测定重金属浓度[8]。

1.3 微生物群落结构分析

用Mobio PowerSoil®DNA Isolation Kit 提取垃圾样品中微生物DNA，方法和步骤参照试剂盒说明书。采用细菌16S rDNA V3～V4区通用引物338F(5′-ACTCCTACGGGAGCA-3′)及806R(5′-GGACTA CHVGGGTWTCTAAT-3′)进行PCR扩增。纯化后的PCR产物由北京诺禾致源生物信息科技有限公司在Illumina MiSeq测序平台进行高通量测序。

1.4 数据分析

填埋场样品检测数据的统计分析采用SPSS 22.0软件进行单因素方差及Pearson相关性分析；基于Bergey’s系统分类方法对垃圾样品微生物OUT进行物种分类，对微生物群落进行聚类分析。

2 结果与讨论

2.1 填埋垃圾理化特性

堆放场内垃圾理化指标变化情况如表2所示。由表2可见，场内垃圾有机质浓度为5.9%～17.4%。研究表明，非正规垃圾填埋场中以建筑渣土为主的区域有机质浓度一般低于5%，以生活垃圾为主的区域一般高于10%[9]。生活垃圾中有机质的浓度随着降解时间的增加而减小，有机质浓度与降解时间呈显著负相关[10]。非正规垃圾填埋场由于堆放垃圾的混杂性及无序性，不同采样点位填埋垃圾成分及填埋时间不同，导致各点之间有机质浓度差异较大。整体上看，场内有机质浓度低于我国典型村镇生活垃圾中有机质浓度(20.6%～34.7%)[11]。

表2 垃圾堆体理化指标Table 2 Physico-chemical properties of waste pile

pH是垃圾有机质厌氧降解过程中的重要影响因子。垃圾降解经历水解、产酸、产乙酸、产甲烷4个阶段，前3个阶段会导致pH呈酸性，而产甲烷阶段由于酸性底物降解，pH呈现升高趋势，垃圾有机质降解发酵过程适宜的pH为6.5～7.5[12]。本填埋场内垃圾pH为7.44～8.65，整体上呈弱碱性，表明填埋场已处于甲烷发酵后期或者成熟期，与北京某垃圾填埋场结果一致[13]。

从表2还可以看出，垃圾样品含水率为5.4%～7.8%，整体较低，垃圾堆体无渗滤液积存。研究发现大气降水是造成垃圾产生渗滤液的关键因素[14]。由于本填埋场地处北方，具有气候干燥、蒸发量远大于降水量的特征，场内垃圾含水率及渗滤液产生量明显较少，从而降低了渗滤液对环境造成污染的风险。

2.2 填埋气组成特征

垃圾填埋过程中在不同类群微生物的协同作用下，堆体有机物发生好氧和厌氧反应，产生的填埋气主要成分为CH4和CO2，并伴有少量CO、H2S等有毒气体。垃圾堆放场中各采样点气体成分的检测分析结果(表3)表明，场内CH4和CO2的浓度分别为0.3%～24.4%和0.4%～34.7%，CO浓度为0.000 2%～0.009 1%，O2浓度为1.7%～20.8%。有研究显示，准好氧填埋场中CH4和O2浓度分别为3.1%～33.1%和1.1%～12.2%[15]，该填埋场气体组成与准好氧填埋场相近。H2S主要产生于CH4发酵阶段微生物对有机与无机含硫物质的代谢作用[16]。填埋场内仅1个采样点检出H2S，可能是由于该采样点附近有含硫垃圾堆放。填埋气各组分变异系数由大到小顺序为CH4>CO>CO2>O2，CH4浓度分布的空间差异性相对较大。GB/T 25179—2010《生活垃圾填埋场稳定化场地利用技术要求》中要求CH4浓度≤5%可进行低度利用，由表3可见，仅K2和K5采样点中CH4浓度超过5%，因此，垃圾堆放场治理方案中应重点考虑这2个采样点填埋气的导排，以避免垃圾堆放场发生火灾或爆炸等风险。

表3 各采样点位填埋气浓度Table 3 Contents of landfill gases at each site %

对垃圾堆体理化指标及填埋气产生量进行相关性分析(表4)，结果显示垃圾堆体中有机质浓度与填埋气CH4、CO2和CO均呈显著正相关，R分别为0.894、0.939和0.902(P<0.01)。表明垃圾堆体中有机质浓度对填埋气CH4、CO2和CO产生量起到决定性作用。由于场内堆体pH为7.44～8.65，属于微生物繁殖速度及降解活动的适宜范围，pH变化对产气量无明显影响。

表4 垃圾堆体理化指标与填埋气产生量相关性分析(n=7)Table 4 Correlation analysis of physico-chemical indexes of waste pile and landfill gas production (n=7)

2.3 微生物群落结构特征分析

采用高通量测序对填埋场内垃圾样品进行16S rDNA 分析，门水平上不同点位细菌的物种组成情况如图2所示。Firmicutes(厚壁菌门)、Proteobacteria(变形菌门)、Actinobacteria(放线菌门)以及Bacteroidetes(拟杆菌门)是样品中普遍存在的优势菌，所占比例分别为18.41%～82.54%、5.57%～59.40%、3.06%～12.66%和1.80%～16.92%。由于生活垃圾分类回收执行不到位，填埋场垃圾组成十分复杂，纤维素物质占比较大[17]。而Firmicutes和Bacteroidetes具有纤维素降解和发酵产酸的能力，在填埋场微生物中占据绝对优势，对垃圾降解起到重要的作用[18]。Firmicutes在K2、K1和K4采样点中所占比例较高，分别为82.54%、77.41%和65.04%。Proteobacteria多为异养菌，在兼性或专性厌氧条件下能够分解糖类等较为广泛的有机物质，在K3采样点中所占比例最高，达59.40%。Actinobacteria为革兰氏阳性细菌，适宜含水率低、有机物丰富、呈中性或微碱性的土壤环境中，与抗生素及生物酶的产生有关，因此，填埋场K7和K4采样点中可能存在废弃的药品、生物制剂等，导致该类微生物菌群丰度相对较高。此外，垃圾样品中检测出Euryarchaeota(古菌门)，所占比例为0.07%～3.56%，K5采样点所占比例最高，这与该点位CH4浓度相对较高有关。Euryarchaeota为严格厌氧的原核生物，生活于各种极端自然环境下，是填埋场CH4产生的主要来源。从样品间聚类关系树可知，不同采样点样品中的微生物群落结构存在一定的差异性，其中K3采样点差异性最大，降解底物类型、pH等理化指标的差异是造成微生物群落结构不同的主要原因[19]。

图2 门水平下微生物群落结构Fig.2 Microbial community structure at phylum level

采用热图(heatmap)对比分析各点位属水平上丰度在5%以上的微生物群落组成(图3)。从整体上看，Bacillus(芽孢杆菌属)在各点位中优势性较为明显，丰度为0.75%～8.77%；其次是Planomicrobium(动性杆菌属)，丰度为0.89%～5.62%。Bacillus和Planomicrobium均属于Firmicutes，在纤维素降解和发酵产酸方面发挥着重要作用。从图3可以看出，不同采样点中优势菌属差异性较大。K1、K2、K3和K7采样的优势菌属分别为Bhargavaea(哈格瓦氏菌属)、Sporosarcina(八叠球菌属)、Nocardioides(类诺卡氏菌属)和Halothiobacillus(盐硫杆菌属)，其所占比例达到10%以上。Bhargavaea属于芽孢杆菌，在堆肥发酵过程中发挥重要作用[20]。兼性厌氧菌Sporosarcina常见于填埋场中，在垃圾降解过程中具有水解酸化的功能[21]。Halothiobacillus属于硫氧化细菌，为中国亚热带地区垃圾填埋覆盖土中优势菌群，土壤中的有机质浓度对这些微生物活性具有较大影响[22]。Nocardioides属于Actinobacteria(放线菌纲)好氧微生物，该物种大部分为纤维素水解菌，常存在于根际土壤中，有研究表明其丰度与土壤中营养物质浓度呈正相关[23]。

图3 优势菌属分布热图Fig.3 Heatmap for dominant bacterial

填埋垃圾的理化性质与细菌群落结构有着密切关系[24]。采用RDA分析垃圾堆体中环境因子与微生物优势菌属之间的关系，结果如图4所示。图中矢量线代表相应的环境因子有机碳(OC)、pH和含水率，矢量线越长，对微生物群落结构影响越大。环境因子对细菌群落结构影响相关性由大到小排序为有机碳、pH和含水率。不同微生物优势种属在矢量线上的垂直投影与箭头距离越近，表明种属受环境因子的影响越大。优势菌属Nocardioides受pH影响较大，物种丰度随垃圾降解进程而发生变化，Sporosarcina与垃圾有机质的降解和矿化密切相关。

图4 优势菌属与环境因子相关分析Fig.4 Correlation analysis of dominant bacterial and environmental factors

2.4 土壤环境质量影响评估

重金属是生活垃圾中的主要污染物，即便是重金属浓度很低的易腐有机垃圾，在经过混合收集、运输和堆存后，重金属浓度会提高1个数量级以上[25]。非正规垃圾填埋场一般未做任何防渗措施，易造成其底部土壤的污染。对堆放场内上覆土、垃圾层以及垃圾层底部原状土中6种重金属(Cu、Zn、Pb、Ni、Cr、As)浓度水平进行对比分析(图5)，结果显示垃圾堆体中重金属平均浓度最高的是Zn〔(494.2±26.1)mg/kg〕，其次是Cu和Pb，平均浓度分别为(245.3±22.5)和(129.8±18.6)mg/kg。各采样点重金属浓度变化较大，说明堆体中重金属来源复杂，空间分布差异性大。靳琪等[26]采用多元统计手段分析生活垃圾重金属来源，认为Zn主要来源于土壤、煤渣等组成的灰土；Cu主要来源于电子、电池类废物以及橡塑、纸质等印刷品；Pb与Cu在橡塑、纸质等印刷品同源，此外，厨余也对Pb累积产生一定贡献，表明堆体中垃圾来源较广，具有一定的混杂性。

图5 垃圾堆体及土壤中重金属浓度Fig.5 Heavy metal contents of waste pile and soil

重金属元素在土壤迁移及富集过程中受到多种因素的影响，如土壤pH、有机质等理化性质、重金属种类及浓度等[27]。从图5可以看出，重金属Cu、Pb、Ni和Cr在垃圾层中的浓度高于上覆土，而Zn在上覆土中的浓度相对较高，As在上覆土和垃圾层中浓度相近。即使垃圾层中各重金属浓度水平较高，位于垃圾层下面10 cm处的原状土重金属浓度仍处于较低水平，与背景点中重金属浓度相近，表明垃圾堆放过程未对底层土壤造成明显影响。根据土地利用规划，对照GB 15618—2018《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》，结合样品pH选取各重金属元素筛选值，对比结果显示垃圾堆体底部土壤重金属浓度远低于筛选值，表明土壤中重金属浓度对农产品质量安全、农作物生长或土壤生态环境的风险较低。

垃圾堆体中重金属迁移能力较差，这可能是缘于2个方面原因：1)北方地区气候干燥，降水量少，对垃圾的淋洗作用较弱，由于缺少污染物运移载体而不易迁移；2)垃圾层整体上呈弱碱性(pH为7.44～8.65)，重金属存在形式以氢氧化物或碳酸结合态为主，生物有效性降低，不利于重金属的纵向迁移。对于北方干旱地区，pH可作为评估垃圾堆体污染风险的指示性参数，垃圾堆体处于碱性条件下环境污染风险性较低。

2.5 治理修复对策建议

垃圾填埋场堆放过程中产生的渗滤液和填埋气会对周边环境造成不利影响。渗滤液产生量与垃圾本身的含水率、雨水淋洗、地表径流以及地下水入渗有关[28]。在降水稀少而蒸发强烈的干旱地区，垃圾填埋场渗滤液产生量较少，如果按照CJJ 17—2004进行覆盖防渗体系构建，势必显得“防卫过度”，造成不必要的浪费。垃圾堆体中有机质浓度与填埋气CH4、CO2和CO产生量呈显著正相关，当堆体中有机质浓度低于20%，pH呈弱碱性条件时，垃圾堆体对周边环境影响较小。对北方干旱地区这类非正规垃圾堆放场进行修复治理时，要充分考虑治理修复技术的合理性和经济性，适当简化封场治理措施。

根据发展规划该非正规垃圾堆放场所处区域土地利用类型为草地和林地，通过垃圾堆体特征分析，场内K2和K5采样点的CH4浓度超过5%，但有机质浓度均低于20%，表明垃圾堆体已经处于降解后期，填埋气产生量将呈下降趋势。在封场时需加强这2个采样点的填埋气导排，采用腾发盖层等方式简化封场覆盖系统进行差异化治理修复。