开挖的非正规填埋场重（类）金属污染及潜在生态环境风险分析 ——以嘉善县某填埋场为例

施瑾瑾

【摘要】 为明确非正规垃圾填埋场开挖后土地资源是否可实现安全利用，以嘉善县某填埋场为例，对开挖范围基坑及侧壁多点采集样品，对其pH、有机质和重（类）金属浓度进行了检测。结果表明：基坑底部、侧壁土壤中均未检出汞，镉含量与背景点浓度接近，样本含量均≤0.23 mg/kg；重金属总铬、总铜、总铅、总锌在所有样品中的浓度变化趋势相同，最大值分别为99.0、40.2、43.0、201.0 mg/kg，约为背景值的2.43 倍、1.05 倍、1.60 倍和2.03 倍，但均低于CJ/T 340—2016 绿化种植土壤和GB 36600—2018 土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准（试行）的要求，可满足绿地用地要求。填埋场土壤中pH 为6.77～8.26，基坑底部土壤有机质较低，均值约为7.96 g/kg，远小于绿化用地标准（12～80 g/kg），若要使得该土地符合绿化要求，则需增加有机质含量。根据Hakanson 潜在生态风险指数法计算得到该填埋场土壤重（类）金属潜在生态风险RI 值为8.85（RI＜150），表明该填埋场由汞、镉、砷、铅、铜、铬、锌、镍等8 种重（类）金属造成的生态风险较低。

【关键词】 非正规填埋场；开挖；重（类）金属；绿化用地；生态风险评估

0 引言

根据《2022 年城乡建设统计年鉴》，截至2022 年，我国城市和县城垃圾卫生填埋场共有1 401 座，采用卫生填埋处理废弃物量约占处理总量的18.8%。较多的非正规填埋场建于环境法规未制定之前，配备部分或不配备环境保护措施，对环境的污染程度很高。即使后续被逐渐封场，仍在继续排放恶臭气体，污染土壤和地下水［1］。

随着土地资源的稀缺，越来越多封场的非正规填埋场逐渐被政府纳入绿化、农业和公园用地的规划范畴［2］，非正规填埋场的污染和潜在生态风险问题日益受到关注。长期暴露于重（类）金属污染中，土壤中的微生物结构会发生改变，生物多样性锐减，甚至会导致部分物种的灭绝［3］。而当重（类）金属通过土壤-农作物、土壤-农作物-家禽家畜等途径进入人体时，会造成皮肤、血液和神经类疾病［4］。重金属不能降解，它们广泛分布在不同的环境介质中并且可以通过多种途径进入人体，有富集的潜在可能性，并将在数十年内发挥其毒性作用。鉴于非正规填埋场中填埋物的复杂性和多源性，重（类）金属污染屡见不鲜，因此地块是否可再利用则需要通过监测评估［5］。为落实“十四五”期间关于加大存量垃圾的治理力度，同时充分释放土地资源，嘉善县近年来不断加快非正规垃圾填埋（堆放）场整治的步伐。嘉善地区为平原地区，地质和水文情况变化较小，在各村周边存在一批原为农村集体用地，后逐渐演变成以消纳居民生活垃圾为主的非正规简易填埋场。目前主要通过开挖后异位处理为主，而开挖后场地是否满足后续用地需求亟待明确。本研究中的嘉善县某非正规填埋场于2019 年实施原位封场。目前已完成开挖清理，开挖出的垃圾委外处置，拟使开挖后场地满足绿化用地需求。为验证该类填埋场后续规划的可行性，本研究对该填埋场开挖后场内及场外的土壤进行样本采集，以确定场地重（类）金属污染水平和潜在生态风险，评估开挖技术对于同类非正规填埋场利用安全性的处理效果，为非正规填埋场后续整治提供参考借鉴。

1 材料与方法

1.1 监测地点

填埋场位于嘉善县惠民街道。北面与南面为闲置空地，西面为农田，东面为绿地，南侧隔河紧靠沪昆线铁路。填埋场面积为1 700 m2，垃圾填埋最大深度为5 m，全部库区均已生态恢复，垃圾积存量共6 061 m3，约为3 272.94 t。

填埋场自2010 年开始运行，2015 年填埋场东部覆盖有绿植，2018 年后填埋场内大部分区域已被杂草覆盖。2019 年实施原位封场绿化，包括垃圾堆体整形、封场覆盖系统、地表水导排系统、填埋气体导排系统、渗滤液导排系统、封场绿化、垂直防渗帷幕等。2023 年开展治理，采用开挖、筛分减量异地处理，主要包括开挖前的支护及降水、开挖工程、垃圾筛分外运工程、渗滤液处置工程、临时覆盖工程、场地回填工程等。筛分出来的可燃轻质垃圾就近运送至生活垃圾焚烧发电厂进行焚烧处理。

收集的渗滤液经场内预处理满足纳管排放标准后排入污水处理厂集中处理，原场渗滤液检测结果见表1。

表1 填埋场原场渗滤液污染物浓度
Table 1 Concentration of pollutants of the original landfill leachate

场地内土层按物理力学性质共分为6 层，由上而下依次为：第①层为杂填土，以生活垃圾为主，含少量砖、石碎、砼碎屑等建筑垃圾；第②层、第④-2 层为粉质黏土，含铁锰质氧化斑点及结核；第④-1 层、第⑥层为黏土，含少量铁锰质氧化斑点和结核；第⑤层为粉质黏土，含少量的植物腐殖质和有机质。浅部土层中的潜水主要赋存于浅部第①层杂填土和第②层粉质黏土，第②层粉质黏土的渗透系数约为4.5×10-6 cm/s，土层属于弱透水层。地下水流向为自东南、西南向东北。

1.2 样品采集

对清挖范围基坑内部和边缘的原址土进行布点采样，采样点位于基坑底部和侧壁。考虑到该填埋场未进行分区填埋，污染分布较为均匀，因此在填埋场内部按照系统随机布点法，根据填埋场面积1 700 m2 布设7 个点位（B1～B7）；为了解填埋场污染是否向周边土壤环境扩散，在填埋场边界四至外侧，根据填埋场总周长166 m 布设5个侧壁采样点（S1～S5），又因基坑深度约5.0 m（＞1 m），则侧壁进行垂向分层取样，采样第1 层为表层（0～0.5 m），其下则每隔一定距离进行分层，分层的距离不小于1 m 且不大于3 m。并根据现场XRF 快速检测的浓度变化趋势确定表层以下样品，从而保证样品的代表性，每个侧壁点分析样品数共计3 个（含表层样品1 个）。该填埋场范围及调查点位如图1 所示。对上述12 个点位进行样品采集。场地内调查点位采集坑底表层样，场地外侧壁采用XY—100 型岩芯钻机进行采样。

图1 研究区域位置与土壤采样区
Figure 1 Location of study area and soil sampling area

1.3 样品分析

对采集的基坑底部和侧壁土壤、腐殖土样品送至实验室进行检测分析，检测分析的污染物项目为pH、有机质和8 种重（类）金属（镉、汞、砷、铅、铬、铜、镍和锌），检测分析标准参考CJ/T 340—2016 绿化种植土壤和GB 36600—2018土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准（试行）。

样品预处理：土壤样品放入白色搪瓷盘，用风干式土壤干燥箱在（35±1）℃下进行风干，并进行样品翻动，挑去石块、草根等明显非样品物质，风干后用木棍将全部样品敲碎，并用10 目尼龙筛进行过筛，混匀，分取50 g 10 目样品进行pH 测试；再分取150 g 采用玛瑙研钵磨细，过60、100目筛并混匀后分2 份，其中测金属的样品装入带内塞的聚乙烯塑料瓶中，另一份直接装入牛皮纸袋供检测用［6］。

准确称取土壤0.1 g（精确到0.000 1 g），置于聚四氟乙烯密闭消解罐中，加入6 mL 王水。将消解罐放入微波消解仪中进行消解，消解结束后冷却至室温，打开密闭消解罐，用慢速定量滤纸将提取液过滤收集于50 mL 容量瓶中，待提取液滤尽后，用少量硝酸溶液清洗玻璃漏斗、锥形瓶和滤渣至少3 次，洗液一并过滤收集于容量瓶中，用实验用水定容至刻度，待测镉、铜、铅、镍、铬、锌等重金属［7］。

称取风干、过筛的样品0.1～0.5 g（精确至0.000 1 g）置于溶样杯中，用少量水润湿。加入6 mL 盐酸，再慢慢加入2 mL 硝酸，混匀使样品与消解液充分接触。将消解罐放入微波消解仪的炉腔中，按照升温程序进行微波消解，结束后冷却至室温，打开消解罐盖。用玻璃小漏斗插入50 mL容量瓶的瓶口，用慢速定量滤纸将消解后溶液过滤、转移入容量瓶中，实验用水洗涤溶样杯及沉淀，将所有洗涤液并入容量瓶中，最后用实验用水定容至标线，混匀。分取10.0 mL 试液置于50 mL 容量瓶中，加入盐酸、硫脲，待测砷、汞元素［8］。

pH 根据HJ 962—2018 土壤pH 值的测定 电位法测定，有机质采用NY/T 1121.6—2006 土壤检测第6 部分：土壤有机质的测定；砷、汞根据HJ 680—2013 土壤和沉积物汞、砷、硒、铋、锑的测定微波消解/原子荧光法测定，镉、铜、铅、镍、铬、锌采用HJ 803—2016 土壤和沉积物12 种金属元素的测定王水提取-电感耦合等离子体质谱法测定。

2 结果与讨论

2.1 填埋场土壤物化性质

土壤的pH 和有机质含量如表2 所示。pH 直接影响土壤结构、肥力等，并对土壤中重金属的溶解度和迁移率有重要影响［9］。重金属的迁移效率会随pH 的增加而减小，因此在碱性环境中重金属主要以氢氧化物、碳酸盐等不溶性形态存在［10］。本研究中填埋场基坑底部土壤（B1～B7）的pH 变化不大，最大值为7.55，最小值为7.18，平均值为7.36；基坑外侧壁土壤（S1～S5）pH 变化较大，且点位S1、S2、S3 的pH 随深度增加而增大：侧壁表层土壤（S1-1～S5-1）pH 最大值为7.93，最小值为6.77，平均值为7.54；侧壁中层土壤（S1-2～S5-2）pH 介于6.85～7.93，平均值为7.52；侧壁底层土壤（S1-3～S5-3）pH 介于7.30～8.26，平均值为7.82。而适宜绿化植物的土壤最佳pH 为6.5～7.5，因此除点位S3、S4、S5 以外，其他区域的土壤适用于绿化种植。根据有关研究，在pH 6～9 区间范围内，重金属容易发生固化［5］，从而迁移率降低，故填埋场中所有采样点位处的重金属大多不可溶，从而无法被植物吸收，该场地开挖后适宜作为绿化用地。

表2 填埋场不同采样点位土壤pH 和有机质含量
Table 2 pH and organic matter of soil at different sampling points in landfill sites

填埋场基坑底部土壤（B1～B7）中有机质最大值为9.88 g/kg，最小值为6.36 g/kg，平均值为7.96 g/kg；基坑侧壁土壤（S1～S5）随深度变化差异明显，除点位S4 以外，其他点位中层（深度2.0～2.5 m）土壤较其他深度中有机质含量均最低。上述结果表明该填埋场中可降解的垃圾都得到充分转化。而绿化用地需求的有机质含量为12～80 g/kg ，因此该场地若要符合绿化要求，则回填土需增加有机质含量。

2.2 重金属浓度

12 个点位的重金属含量如图2 所示，所有样品中均未检出重金属汞，重金属总镉浓度差异较小，与 背 景 值（0.06～0.15 mg/kg） 接 近，介 于0.09～0.23 mg/kg。

图2 不同采样点位和深度重（类）金属浓度分布
Figure 2 Distribution of heavy metal（metalloid）concentration at different sampling points and depths

注：B1～B7 点位的采样深度为5.0 m（以地面为基准）。

重金属总铬、总铜、总铅、总锌在所有点位中的浓度变化趋势相同：均在B3 采样点取得最大值，分别为99.0、40.2、43.0、201.0 mg/kg，为最低值的1.41 倍、1.80 倍、2.53 倍和2.87 倍，为背景值的2.43 倍、1.05 倍、1.60 倍和2.03 倍，在B4点、S3 点次之。原场渗滤液中并未检出铜、铅、锌，检出的重金属铬含量为0.96 μg/L，而在基坑土壤中却存在更高含量的铬和其他重金属，这可能是渗滤液-水-岩土的相互作用将岩土中部分有害物质解吸到地下水中，并迁移富集至土壤内所致。在B3、B4、S3 处上述重金属浓度较其他点位更高，主要是该3 个点位处于填埋场下游，在地下水流场的作用下更容易扩散，且3 处点位靠近填埋场周边的钢材料堆放场，钢材料场的额外重金属元素也会经由自然降水淋洗、溶解进入土壤，并随潜水迁移在土壤中扩散富集［11］。

研究表明，垃圾填埋过程中，填埋场底部土壤比周边土壤更容易受到重（类）金属污染［12］，本研究中填埋场基坑内总镉平均值为0.18 mg/kg，略高于背景值（0.15 mg/kg），约为基坑侧壁平均浓度的2 倍；基坑内总锌平均浓度为129.4 mg/kg，分别为基坑侧壁和背景点平均浓度的1.3 倍和1.6倍；与前述研究结果相符。

郑吉等［13］的研究结果表明在场地内点位不同深度土壤样品的比较中，重（类）金属含量差异较大，与垃圾直接接触的表层土壤重（类）金属含量通常高于底层土壤。本研究中发现类金属砷含量在不同点位、不同深度土壤样品中差异较大，除S5 点位外，其他点位表层土壤（0～0.5 m）中砷含量通常高于下层土壤，并随深度增加而降低，这与填埋场渗滤液中砷的浓度和地层岩性等特征相吻合：原场渗滤液中检出砷含量约为2.83 μg/L，且填埋场所在土层为弱透水性，从而使得砷通过下渗至下层土壤的速率变得缓慢，呈现表层浓度更高的趋势。其中点位S2 的表层土壤样品与最底层（4.5～5.0 m） 土壤样品砷浓度比值最大，为1.31 倍，这是因为S2 处于填埋场上游，地下水流场作用较弱，扩散效应小于其他点位，从而导致底层和表层土壤中砷浓度的差异更明显。综上也说明在该填埋场中，相比其他重金属，砷更易于发生扩散。

开挖后的非正规填埋场所有土壤样品的重金属检测浓度均低于CJ/T 340—2016 和GB 36600—2018 的限值要求，该地块满足绿化用地要求。

2.3 土壤重金属潜在生态风险评估

潜在生态风险评估是一种定量评估，由Hakanson［14］于1980 年提出，主要用于评估污染物造成的潜在生态危害。它可以反映单个重金属元素在特定环境中的影响，也可反映多个重金属的组合影响。其计算公式如下：

式中：RI 为潜在生态危害指数；为污染物i 的污染程度；为重金属污染物的毒性响应系数，用于反映重金属的毒性水平和生物对重金属污染的敏感度；ci 为重金属污染的测定浓度（mg/kg）；为重金属污染物的标准限值（mg/kg）。

根据相关文献，汞、镉、砷、铅、铜、铬、锌、镍的毒性响应系数分别为40、30、10、5、5、2、1 和5［15-16］。评价标准分级如表3 所示。

表3 危害等级的判定标准
Table 3 Determining criterions of hazard level

本研究中选用各采样点中各重（类）金属浓度最大值作为对应重（类）金属的测定值，具体计算结果如表4 所示，所有重（类）金属污染物的均＜40，故为轻微生态危害性。由镉、砷、铅、铜、铬、锌、镍、汞8 种重（类）金属元素合计得到的RI 值为8.85（RI＜150），表明该填埋场由上述8 种重（类）金属造成的潜在生态风险较低。

表4 土壤中各重（类）金属的潜在生态风险评估参数
Table 4 Assessment parameters of potential ecological risk of heavy metals（metalloids）in soil

3 结论

本研究调查了非正规垃圾填埋场开挖后重（类）金属污染的程度和分布特征，并评估了与之相关的潜在生态风险。所得结论如下：

1）填埋场中土壤pH 介于6.77～8.26，开挖后基坑底部土壤有机质含量较低（均值约7.96 g/kg），远小于绿化用地标准（12～80 g/kg），故该场地若要符合绿化要求，则需增加有机质含量。

2）填埋场土壤重（类）金属结果分析表明，相比其他重金属，砷浓度随着开挖深度的增加而减少，说明其更易发生扩散；基坑内部总镉、总锌平均浓度比坑外侧壁中更高，但与CJ/T 340—2016 和GB 36600—2018 的限值要求相比，该垃圾填埋场所有重（类）金属含量都在规定值内，满足绿化用地需求。

3）根据土壤重金属潜在生态风险评估可知，该填埋场由汞、镉、砷、铅、铜、铬、锌、镍等8种重（类）金属造成的生态风险较低，说明开挖技术对于实现非正规填埋场二次资源化安全利用具有较好的效果。