生活垃圾腐殖土物化性质及资源化利用途径——以浙江省某高龄期填埋场为例

郑康琪,陈 萍,邱鈺峰,郭淇萌,陈延博,元妙新,詹良通*

生活垃圾腐殖土物化性质及资源化利用途径——以浙江省某高龄期填埋场为例

郑康琪1,陈 萍1,邱鈺峰1,郭淇萌2,3,陈延博4,元妙新5,詹良通2,3*

(1.浙江理工大学建筑工程学院,浙江 杭州 310018；2.浙江大学岩土工程研究所,浙江 杭州 310058；3.软弱土与环境土工教育部重点实验室,浙江 杭州 310058；4.浙江大学超重力研究中心,浙江 杭州 310058；5.中节能大地(杭州)环境修复有限公司,浙江 杭州 310016)

以填埋龄期23～37a、粒径<15mm腐殖土为对象,测试分析了其物质组成、理化性质和浸出液性质.测试与分析结果表明:腐殖土中粒径范围2～15mm、0.075～2mm和<0.075mm的组分分别占比42.9%～53.9%、40.9%～44.1%和5.1%～13.0%,属于细粒砂土;随着填埋龄期增加,腐殖土特征粒径50和10呈现减小趋势,比重明显增大,并在30a后趋于稳定.腐殖土中有机质含量(18.1%～19.1%,)、氮磷钾含量、浸出液pH值(7.26～8.30)及电导率(1.08～2.51mS/cm)等指标均满足国家现行《绿化用有机基质》要求.腐殖土中重金属Cu、Zn、Cd、Cr含量均超出国家现行《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》、《绿化种植土壤》和《绿化用有机基质》的标准要求,内梅罗综合污染指数高达15.48～17.95,属于重度污染类型,且重金属主要富集在粒径<2mm的细颗粒.建议将腐殖土进一步精细化筛分为粒径2～15mm与粒径<2mm两部分,针对粒径<2mm部分采用微生物诱导碳酸盐沉淀等技术,降低重金属浸出浓度.处理后的腐殖土可作为园林绿化、填埋场覆盖以及废弃矿山修复的绿化土层.

生活垃圾填埋场；腐殖土；物化性质；填埋龄期；浸出液性质；资源化利用

自20世纪70年代以来,填埋逐渐成为我国处理处置城市生活垃圾的主要方式[1].2020年《中国城乡建设统计年鉴》显示:我国生活垃圾清运量23511.71万吨,在役卫生填埋场1871座(市级644座,县级1227座),简易堆场5000座以上,垃圾填埋存量超80亿t,占用土地超10万hm2.我国初期建造的填埋场多为无衬垫简易填埋场,致使后期环保要求不达标,对周边水土环境污染造成不良影响.同时,随着城市化水平的不断提升,生活垃圾产生量持续增长,大量现运营填埋场库容告罄,城市及周边地区的土地资源逐渐稀缺,因此亟需对已封场的填埋龄期在20a以上老旧简易垃圾填埋场进行重新开挖、分质利用和再填埋,实现填埋场污染源负荷削减及填埋垃圾的资源化利用[2].

填埋垃圾经开挖筛选等处理后,主要成分包括轻质可燃物、腐殖土、砖瓦石块和金属、玻璃等可回收组分[3],其中,腐殖土含量占开挖垃圾50%以上[4-6].因此,腐殖土的资源化利用程度直接决定着填埋场开挖项目的可行性及经济效益.现有国内外针对腐殖土的研究,主要集中在填埋龄期20a以下的腐殖土理化特性方面,包括腐殖土有机质、营养成分、重金属总量以及pH值和电导率等性质.多数研究表明,腐殖土有机质含量高,NPK元素丰富,蕴含多种微生物,且浸出液呈弱碱性[7-11],具有肥沃壤土的特点,但电导率较高[12-13].此外,腐殖土重金属含量超标现象普遍,具有潜在二次污染问题[2,14-16].但现有研究中,填埋场多为20a以下的短龄期填埋场,腐殖土粒径分类程度不高(最高仅<10mm)、精细化程度不足,且研究性质分散,多集中于化学性质,缺乏针对腐殖土物质组成、理化性质以及浸出液性质的系统性研究,因此制约了20a以上老旧填埋场腐殖土的资源化利用进程.

据2021年《中国统计年鉴》[17],东部沿海地区填埋场占全国填埋场比例超三分之一,浙江作为东部沿海地区垃圾填埋场的集中点之一,其区域内垃圾填埋场能够在一定程度反应中国经济发达地区填埋场情况.本文以浙江省某38a龄期的简易生活垃圾填埋场为例,对23～37a高龄期腐殖土的物理组成及性质(颗粒级配、外观形貌、含水率与比重)、化学组成及性质(化学组成和矿物组成、有机质含量、氮磷钾含量以及重金属含量)和浸出液性质(pH值、电导率和重金属浸出浓度)进行了系统性测试,并分析其与填埋龄期之间的规律;将腐殖土筛分为粒径2～15mm与粒径<2mm粗细两类,探究两类粒径腐殖土重金属污染差异;基于腐殖土物化性质测试结果,讨论腐殖土用作绿化种植土壤或绿化用有机基质的可行性,以期为我国填埋龄期20a以上的老旧城镇简易填埋场腐殖土的开挖筛分及资源化利用提供参考.

1 材料与方法

1.1 填埋场概况

浙江省某简易生活垃圾填埋场始建于1983年,填埋场东部靠江,东西约250m,南北约260m,占地面积约43200m2,填埋垃圾厚度变化范围较大,在11.2～35.3m,垃圾方量约76万m3.填埋场垃圾主要以简易填埋的方式进行填埋,填埋垃圾主要为生活垃圾和建筑垃圾,少量为工业垃圾(皮革制品边角料等),采用分区、简易堆放方式填埋,未设置环保措施、防渗系统,2002年垃圾场达到饱和后实行封场.场区地层分为4个工程地质层,自上而下主要为杂填土、垃圾、粉质黏土及粉砂,场地内地下水位位于-3.32～ -4.48m范围,流向总体为从西面流向东面.封场后,由于建设需要且为保护周边环境与居民健康,于2019年对填埋场进行开挖和筛分处理.

1.2 腐殖土取样

图1为填埋场分区平面图.填埋场垃圾主要采用“通风预处理+开挖筛分”的方式进行治理.填埋垃圾开挖前先进行通风预处理,改善垃圾堆体的厌氧环境,而后进行开挖工作.开挖后垃圾通过筛分系统筛选出腐殖土、轻质垃圾、骨料等.本文随填埋场开挖进程,取填埋场11、12区域6组不同填埋深度采样点(填埋龄期S1～S6)处垃圾筛分后腐殖土,各采样点从左至右每隔0.5m取1个样,最终将混合样品充分混匀后堆成锥形,按四分法约取5kg左右用于测试,其余样品全部用于筛分和分类.腐殖土样品相对应的填埋年份、平均填埋龄期和填埋高程见表1.根据填埋场开挖筛分现场调查结果显示,为提高筛分效率并减小机械投入成本,我国现有陈腐垃圾分选筛分装置通常将筛分最小粒径控制在15mm,因此本研究所取腐殖土样品(S1～S6)经筛分风干后粒径均小于15mm,如图2所示.

表1 腐殖土样品填埋年份、龄期及填埋深度

图2 腐殖土样品

1.3 试验方法

本研究对物理组成及性质、化学组成及性质和浸出液性质测试按照表2方法执行:

表2 测试性质及方法

2 结果与分析

图3为粒径<15mm腐殖土手动分选各物质占比.可知:粒径<15mm腐殖土中土颗粒占比最大,高达80%以上,且随填埋龄期增长,腐殖土土颗粒含量逐渐增加.腐殖土中砖石颗粒的含量也相对较多,占总量的10.40%～12.37%,金属与玻璃占总量的1.57%～2.88%,塑料、纸类、织物及木竹等轻质可燃物占总量的1.63%～2.57%,随填埋龄期增长,该部分物质逐渐减少,说明填埋20a以上的垃圾仍存在降解反应.总体而言,粒径<15mm腐殖土以土颗粒为主,可通过土工试验等方法对其进行物化组成及特性测试,掌握其基本性质,方便后续资源化利用.

图3 粒径<15mm腐殖土手动分选各物质占比

2.1 物理组成及性质

2.1.1 颗粒级配 图4显示了不同填埋龄期腐殖土的颗粒级配,随着填埋龄期的增加腐殖土总体粒径呈逐渐减小趋势,腐殖土中粒径>2mm含量由53.94%降至36.95%,粒径<0.075mm的含量由5.12%增至12.36%.这是由填埋废弃物中存在的水解发酵、废渣降解等生化反应导致的质量损失和颗粒级配改变,生活垃圾中大量有机物质随填埋龄期的增加而不断降解(见图3),混合渣土、玻璃等多种成分形成填埋垃圾中的腐殖土[6].杨玉江[23]在对上海老港垃圾填埋场的研究同样表明,1991～1996年填埋垃圾细料中粒径<10mm组分含量随填埋龄期的增加而逐年增加.

图4 不同填埋龄期腐殖土颗粒级配曲线

图5显示了腐殖土颗粒级配曲线中60(控制粒径)、50、30、10(有效粒径)随填埋龄期的变化情况.可见对于填埋20～30a的腐殖土,其粒径变化仍然明显,平均粒径50从2.31mm减小至1.04mm,减小近2.3倍;10从0.19mm减小至0.04mm,减小4.7倍,说明20～30a龄期的生活垃圾仍存在较为明显的生化降解反应,而30a后反应趋于稳定,粒径不再发生明显变化.根据图3中的不均匀系数Cu及曲率系数Cc,腐殖土的不均匀系数均大于5,属不均匀土,25a龄期前的腐殖土级配连续,25a后由于细粒的增加,腐殖土连续性逐渐变差.

本研究腐殖土的黏粒和粉粒含量(<0.075mm)占总量的5.1%～13.0%;砂粒含量(0.075mm～2mm)占总量的40.9%～44.1%;砾粒含量(2mm～15mm)占总量的42.9%～53.9%.按《GB50021-2001 岩土工程勘察规范》[24]要求,本研究腐殖土质地属于细粒砂土,满足《CJT340-2016 绿化种植土壤》[25]规范要求,《GBT 33891-2017 绿化用有机基质》[26]中未见土壤质地要求.

图5 不同填埋龄期d60、d50、d30、d10对应粒径变化

2.1.2 外观形貌 从图6(a)中可以看出,粒径2～15mm的组分颗粒较均匀,含有部分塑料、碎玻璃、块状竹木以及皮革等无机物和难降解有机物,与图3手动分选结果相对应.图6(b)为粒径0.075～2mm的组分,除少量塑料、碎玻璃、块状竹木外,主要为砂土类物质;粒径<0.075mm的腐殖土(图6(c))形貌呈粉土状,图7为样品S2粒径<0.075mm组分电镜扫描图,其中图6(b)显示的扫描区域为图6(a)中红色方框框选范围.可观察到表面粗糙多孔的腐殖质组分和松散的土颗粒组分.

图6 烘干后腐殖土样品

图7 烘干后的腐殖土样品SEM图

2.1.3 含水率与比重 图8测试结果表明,不同龄期腐殖土含水率范围为37.04%～47.49%,平均值为42.02%,龄期较短的腐殖土处于堆填体顶部,受降雨、空气湿度影响含水率偏高,而龄期较长的腐殖土则处于负高程范围,受地下水影响同样具有较高的含水率,因此呈现30a龄期腐殖土(高程范围0～-3m)的含水率低谷.

腐殖土比重范围为1.845～1.883,平均值为1.867.呈现随着填埋龄期增长而逐渐增大的趋势,且30a前腐殖土比重上升趋势明显快于30a后.该趋势与颗粒级配分析中细粒含量随龄期渐增的趋势同样吻合,由此可以推断,生活垃圾填埋龄期达20a以后,其堆体内部降解作用仍在缓慢进行[23],填埋龄期达到30a后则趋于稳定.此外,腐殖土比重明显低于农田用土(2.53)和防护林用土(5.54)[27],这与腐殖土中较多的有机质成分及一定量的微塑料等轻质物质有关[28].

图8 腐殖土含水率与比重

2.2 化学组成及性质

2.2.1 化学组成和矿物组成 化学组成测试结果表明(表3),腐殖土中化学成分以SiO2为主,同时含有一定量的CaO、Al2O3、Na2O、Fe2O3、以及少量的MgO、K2O,该成分接近土壤矿物,体现了腐殖土以砂石及硅酸盐黏土矿物为主成分的组成特点.

图9表明,腐殖土的主要矿物为石英SiO2、方解石CaCO3以及一定量的钠长石Na2O·Al2O3·6SiO2、高岭石Al2Si2O5(OH)4、白云母Al2[Si3AlO10](OH)2、莫来石3Al2O3·2SiO2,矿物成分的组成元素与表3中化学组成测试结果相符合.其中石英、长石属于砂质矿物且占比较高,而黏土矿物占比较小,因此该腐殖土整体呈砂质土,这与颗粒级配、微观形貌测试结果相吻合,且与王少一[29]对腐殖土矿物成分的分析结果具有一致性:腐殖土矿物成分主要为石英、方解石、钠长石以及存在一定量的正长石、白云石、斜绿泥石、伊利石.

表3 腐殖土化学组成

图9 腐殖土样品XRD衍射谱图

2.2.2 氮磷钾及有机质含量 由图10可知,腐殖土的总氮(TN)含量为0.50%～0.82%,总磷(TP)含量为0.21%～0.25%,总钾(TK)含量为1.14%～1.32%,腐殖土中总养分(NPK)含量为1.98%～2.31%,腐殖土有机质含量为18.17%～19.10%.结果表明,腐殖土N、P、K含量与填埋龄期无关,总养分含量较高,与袁京等[4]、白秀佳等[5]、郭亚丽等[7]针对腐殖土的氮磷钾测试结果具有一致性;随填埋龄期增加腐殖土有机质含量逐渐减小.填埋龄期20a以上的腐殖土,仍存在缓慢的降解反应,这与手动分拣的有机组分随龄期不断减少的结果相吻合(图3).但降解速率在达到30a后会趋于平缓,与细粒增加趋势及比重变化趋势保持一定程度上的一致性.我国新鲜生活垃圾组中易降解有机物组分通常为30%～40%.而填埋场的稳定化过程主要体现在有机组分的降解和转化过程,腐殖土有机质含量可以直接反映填埋垃圾的稳定化程度[28],可见填埋20a后的垃圾已趋于稳定.

综合上述测试结果,腐殖土有机质含量满足《GB8172-1987城镇垃圾农用控制标准》[30],高于《绿化种植土壤》[25]要求(1.2%～8%),并低于《绿化用有机基质》[26]要求(>25%);TN、TP和TK含量均满足《城镇垃圾农用控制标准》[30]要求;总养分含量满足《绿化用有机基质》[26]要求(£3000mg/kg);水解性氮、速效钾含量远高于《绿化种植土壤》[25]要求(40mg/kg～200mg/kg, 60mg/kg～300mg/kg),因此可考虑对腐殖土进行精细化分类,使其满足绿化种植土壤或绿化用有机质的规范要求.

2.2.3 重金属含量 图11显示了重金属含量测试结果,不同填埋龄期腐殖土重金属含量并无明显变化规律,与其他学者研究结果一致[2,13].腐殖土中重金属含量主要与垃圾降解以及渗滤液运移有关[2],本研究高龄期腐殖土其生化降解反应已趋于稳定,而渗滤液运移对重金属的再分布影响较大,因此重金属含量随填埋龄期变化无明显规律.与其他学者研究的低龄期腐殖土对比[2,13],本研究腐殖土重金属Cu、Zn、Cd、Cr、Pb含量总体偏高,这可能是由于高龄期腐殖土降解程度更高,有机危害组分(塑料、橡胶、印刷制品、染料、油漆以及皮革等)分解导致更多重金属累积的结果.重金属Ni含量在本研究以及陈云敏等[2]研究中均较为稳定且数值较为接近,由于Ni主要来源于废弃电子、电池、金属等无机组分,其降解需要更长的时间[31],在本研究及其他学者涉及的龄期范围内尚无法发现其与龄期的关系.

参照《GB15618-2018土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》[32](下面简称为《土壤环境质量》)规范,除重金属Ni外,其余重金属(Cu、Zn、Cd、Cr、Pb)均超出风险筛选限值;参照《绿化种植土壤》[25]和《绿化用有机基质》[26]规定,本研究腐殖土中重金属元素除Pb外,Cu、Zn、Cd、Cr、Ni含量均超出标准要求.

为综合评价重金属的污染程度,参照《土壤环境质量》[32]标准采用单因子污染指数法(P)以及内梅罗综合污染指数法(综)进行环境风险评价[33].结果表明:腐殖土重金属单因子污染指数与填埋龄期无明显变化规律,其分布范围分别为Cd(20.86～26.88)、Zn (4.29～8.02)、Cu(1.82～2.85)、Cr(0.83～2.89)、Pb(00.18～1.46)、Ni(0.25～0.30).其中,Cd、Zn为重污染(P>3),Cu、Cr为轻中污染(轻污染:1<P£2;中污染:2<P£3),Pb为轻污染,Ni处于污染等级的安全范围(P£1);腐殖土的内梅罗综合污染指数(综)为15.48～17.95,属于重度污染类型(综>3).

综上,腐殖土直接施用会对农产品质量安全、土壤生态环境造成危害及污染,在进行资源化利用前必须进行重金属减量化处理,例如可预先对腐殖土进行淋洗,去除一定量重金属,或并按一定比例与普通土壤混配,控制土体中重金属总量在环境要求范围内,降低重金属污染风险.

图10 腐殖土NPK及有机质含量

图11 不同垃圾填埋场腐殖土重金属含量

2.3 浸出液性质

2.3.1 pH值和电导率 图12为不同填埋龄期腐殖土的浸出液pH和电导率(EC),腐殖土浸出液pH变化范围为7.26～8.30,呈弱碱性,与刘晓成[16]对天子岭填埋场腐殖土测试结果(7.5～8.5)基本一致,略高于闫啸[34]对扬州某填埋场测试结果(7.15～7.81).闫啸[34]对2010～2012填埋的腐殖土测试发现,随着填埋龄期的增长,腐殖土浸出液pH会逐渐增加,由中性向偏碱性发展,这与本研究中腐殖土pH随龄期的变化趋势基本相符.该pH范围适合微生物生存,且腐殖土中丰富的氮磷钾含量可提供足够的营养成分,用作生态堆肥或营养土.

电导率是表征土壤盐分含量的重要指标,是限制植物生长的障碍因素.图12结果表明,本研究腐殖土EC范围为1.08～2.51mS/cm,与陈云敏等[2]结果范围1.04～4.37mS/cm以及陈璐[35]结果范围2.32～ 2.72mS/cm基本一致,低于Kaczala等[15]结果范围2.74～4.51mS/cm,远小于制约作物生长的限定电导率(4.0mS/cm)[36].电导率变化与填埋龄期、填埋深度无关,其易受垃圾堆体内部渗沥液水位、垃圾降解环境以及渗沥液运移等因素的影响[2,15].

参照《城镇垃圾农用控制标准》[30]、《绿化种植土壤》[25]以及《绿化用有机基质》[26]规范,本研究腐殖土pH均达到标准要求;电导率高于《绿化种植土壤》[25]要求,满足《绿化用有机基质》[26]规范要求,可考虑用作植物的生长基质.

图12 腐殖土浸出液pH值和电导率(EC)

表4 腐殖土重金属浸出浓度及其污染指数

注:“”为腐殖土中重金属元素.

2.3.2 重金属浸出浓度 从表4中可以看出,腐殖土Cr、Pb、Cu浸出浓度均超出《GB 3838-2002地表水环境质量标准》[37]Ⅴ类限值1～5倍,Cd浸出远高于Ⅴ类限值30倍,Zn浸出浓度少量超标.显然,本研究腐殖土直接资源化利用会对环境造成污染,危害人体健康.从颗粒级配看,粒径<2mm的细粒腐殖土占总量的46.06%～61.15%,因此对腐殖土进行精细化分类时,需重点考虑粒径<2mm腐殖土的重金属浸出浓度.将样品通过2mm筛网筛分,分别测试粒径<2mm与粒径在2～15mm范围两部分的浸出液重金属浓度,结果表明(表4):粒径2～15mm组分的重金属浸出浓度除Cd外,其他重金属浸出浓度均满足《地表水环境质量标准》[36]Ⅳ类要求;粒径<2mm的腐殖土重金属浸出浓度均超出《地表水环境质量标准》[36]Ⅴ类要求,并远高于粒径2～15mm组分的浸出浓度.其中,粒径<2mm的腐殖土重金属Cd、Cr、Pb、Cu、Zn、Ni浸出量约分别占总浸出量的94.24%、87.45%、99.30%、78.46%、78.80%、98.48%,因此可知粒径<2mm的腐殖土细颗粒中存在大量重金属.这是由于土壤粒径越小,比表面积越大,与重金属的接触面积越大,导致吸附重金属的能力增强,故土壤重金属多富集于细颗粒[38-39].同时,依据《地表水环境质量标准》[37]Ⅴ类限值进行污染指数分析可知,粒径<15mm的腐殖土浸出液重金属Cd、Cr、Pb造成的污染等级为重污染,Cu、Zn为轻中污染,内梅罗综合污染指数(综)>20,属于重度污染类型(综>3),而<2mm组分污染指数明显高于<15mm的腐殖土.因此,腐殖土资源化利用前有必要首先进行精细化筛分,针对粒径<2mm和粒径处在2～15mm范围的腐殖土选择不同的利用途径,避免细粒腐殖土中过量重金属对资源化利用的不利影响.

3 腐殖土资源化利用潜力初探

研究结果表明,该腐殖土属细粒砂土,与壤土质地相似;富含有机质、氮磷钾以及速效养分(水解性氮、速效钾、有效磷)等主要的土壤必需养分;pH值呈弱碱性,电导率小于制约作物生长的限定电导率.从上述性质可知,腐殖土适合大部分植物的生长,并可为作物提供充足养分,在作为园林绿化和栽培基质资源化利用方面,具有广阔前景.但值得注意的是腐殖土及其浸出液重金属含量较高,分别超出我国现行《土壤环境质量》[32]、《地表水环境质量标准》[37]标准,直接施用会对作物及地下水环境等造成污染.

根据腐殖土理化特性,在资源化利用方面,本研究建议:(1)将<15mm腐殖土进行进一步精细化筛分为粒径<2mm及粒径2～15mm两类.对粒径<2mm重金属富集部分的腐殖土,进行重金属稳定化处理,如微生物诱导碳酸盐沉淀技术(MICP)[40]等,降低重金属浸出风险.(2)将腐殖土与有机质、养分、重金属含量较低的弃土进行掺配,如工程渣土等,使其相关指标满足绿化种植及环境相关规范要求.(3)由于腐殖土富含多种重金属,不建议用于粮食作物种植.因此建议将改良处理后的腐殖土用于园林绿化、填埋场覆盖绿化土层以及废弃矿山修复表层种植用土等,并选择种植耐碱性植物.

4 结论

4.1 高龄期腐殖土物理组成及性质:结构疏松,以粒状结构为主,具有表面粗糙多孔的腐殖质组分;砾粒尺度(2mm～15mm)、砂粒尺度(0.075mm～2mm)和细粒尺度(<0.075mm)的组分分别占总量的42.9%～ 53.9%、40.9%～44.1%和5.1%～13.0%,质地为细粒砂土;20～30a的龄期范围内,腐殖土细粒含量不断增加,特征粒径d60、d50、d30、d10减小速率和比重增大速率较快,30a后,特征粒径及比重则趋于稳定.

4.2 高龄期腐殖土化学组成及性质:矿物成分主要为石英、方解石以及一定量铝硅酸盐矿物,以砂质矿物为主;总氮0.50%～0.82%、总磷0.21%～0.25%、总钾1.14%～1.32%,氮磷钾总含量满足《绿化用有机基质》[26]要求以及《城镇垃圾农用控制标准》[30]要求;有机质含量18.1%～19.1%,满足《城镇垃圾农用控制标准》[30]要求,并随填埋龄期增长缓慢下降;重金属Cu、Zn、Cd、Cr均超出《土壤环境质量》[32]、《绿化种植土壤》[25]和《绿化用有机基质》[26]规范要求;重金属Cd、Zn的单因子指数最高,均为重污染;腐殖土内梅罗综合污染指数(综)高达15.48～17.95,属于重度污染类型.

4.3 高龄期腐殖土浸出液性质:浸出液pH为7.26～8.30,呈弱碱性,与一般土壤接近,适合微生物生存;电导率为1.08～2.51mS/cm,远小于制约作物生长的限定电导率(4mS/cm),pH值与电导率均满足《绿化用有机基质》[26]要求;重金属Cr、Pb、Cu、Zn浸出浓度均超出《地表水环境质量标准》[37]Ⅴ类,内梅罗综合污染指数(综)>20,属于重度污染类型,且重金属主要集中在粒径<2mm的细颗粒中,无法直接进行资源化利用.

4.4 高龄期腐殖土资源化利用:根据腐殖土理化特性,将粒径<15mm腐殖土进一步精细化筛分为粒径2～15mm与粒径<2mm两部分,对粒径<2mm部分采用微生物诱导碳酸盐沉淀技术等方法进行重金属稳定化处理;或与其他基质按一定比例混配,作为园林绿化、填埋场覆盖绿化土层以及废弃矿山修复表层种植用土.

[1] 郭亚丽,赵由才.生活垃圾填埋场陈垃圾基本特性及再利用[J]. 再生资源研究, 2004,(4):12-15.

Guo Y L, Zhao Y C. Basic characteristics and recycling of aged refuse in landfill [J]. Recycling Res, 2004,(4):12-15.

[2] 陈云敏,刘晓成,徐文杰,等.填埋生活垃圾稳定化特征与可开采性分析:以我国第一代卫生填埋场为例[J]. 中国科学:技术科学, 2019, 49(2):199-211.

Chen Y M, Liu X C, Xu Wen-jie,et al. Analysis on stabilization characteristics and exploitability of landfilled municipal solid waste: Case of a typical landfill in China [J]. Scientia Sinica Technologica, 2019,49(2):199-211.

[3] Parrodi J, Vollprecht D, Pomberger R. Characterization of fine fractions from landfill mining: a review of previous investigations [J]. Detritus, 2018,2(1):46-62.

[4] 袁 京,杨 帆,李国学,等.非正规填埋场矿化垃圾理化性质与资源化利用研究[J]. 中国环境科学, 2014,34(7):1811-1817.

Yuan J, Yang F, Li G X, et al. Physicochemical properties and resource utilization of aged refuse in informal landfill. China Environmental Science, 2014,34(7):1811-1817.

[5] 白秀佳,张红玉,顾 军,等.填埋场陈腐垃圾理化特性与资源化利用研究[J]. 环境工程, 2021,39(2):6.

Bai X J, Zhang H Y, Gu J, et al. Physico-chemical properties and resource utilization of stale refuse in landfill [J]. Environmental Engineering, 2021,39(2):6.

[6] Mönkäre T J, Palmroth M R T, Rintala J A. Characterization of fine fraction mined from two Finnish landfills [J]. Waste Management, 2016,47(1):34-39.

[7] 郭亚丽,赵由才,徐迪民.上海老港生活垃圾填埋场陈垃圾的基本特性研究[J]. 上海环境科学, 2002,(11):669-671.

Guo Y L, Zhao Y C, Xu D M. Study on basie charaeteristies of aged refuse at Shang hai Lao gang Landfill [J]. Shang hai Environmental Seiences. 2002,(11):669-671.

[8] 赵由才,柴晓利,牛冬杰.矿化垃圾基本特性研究[J]. 同济大学学报(自然科学版), 2006,(10):1360-1364.

Zhao Y C, Cai X L, Niu D J. Characteristics of aged refuse in closed refuse landfill in Shanghai [J]. Journal of TongJi University (Natural Science), 2006,(10):1360-1364.

[9] Chai X, Shimaoka T, Cao X, et al. Characteristics and mobility of heavy metals in an MSW landfill: Implications in risk assessment and reclamation [J]. Journal of Hazardous Materials, 2007,144(1/2):485.

[10] Kaartinen T, Kai S, Rintala J. Case study on sampling, processing and characterization of landfilled municipal solid waste in the view of landfill mining [J]. Journal of Cleaner Production, 2013,55(2):56-66.

[11] Quaghebeur M, Laenen B, Geysen D, et al. Characterization of landfilled materials: screening of the enhanced landfill mining potential [J]. Journal of Cleaner Production, 2013,55:72-83.

[12] 胡骏嵩.老生活垃圾填埋场污染调查评价及开采利用技术方案研究——以荆门市老生活垃圾填埋场为例[D]. 武汉:华中科技大学, 2013.

Hu J S. Study on pollution risk assessment and mining remediation of the old landfill --Take Jingmen first landfill for example [D]. Wuhan:Huazhong University of Science and Technology, 2013.

[13] Zhou C B, Xu W Y, Gong Z, et al. Characteristics and fertilizer effects of soil-like materials from landfill mining [J]. CLEAN-Soil, Air, Water, 2015,43(6):940-947.

[14] Jani Y, Kaczala F, Marchand C, et al. Characterisation of excavated fine fraction and waste composition from a Swedish landfill [J]. Waste Management & Research, 2016,34(12):1292-1299.

[15] Kaczala F, Mehdinejad M H, Lääne A, et al. Leaching characteristics of the fine fraction from an excavated landfill: Physico-chemical characterization [J]. Journal of Material Cycles and Waste Management, 2017,19(1):294-304.

[16] 刘晓成.填埋生活垃圾稳定化特征及开采可行性研究[D]. 杭州:浙江大学, 2018.

Liu X C. Study of stabilization characteristics and exploitability of landfilled municipal solid wastes [D]. Hangzhou: ZheJiang University, 2018.

[17] 中华人民共和国国家统计局.中国统计年鉴 [M]. 北京:中国统计出版社, 2020.

National Bureau of statistics of the people's Republic of China. Beijing: China Statistical Yearbook [M]. China Statistics Press, 2020.

[18] GB/T 50123-2019 土工试验方法标准[S].

GB/T 50123-2019 Standard for geotechnical testing method [S].

[19] LY/T 1228-2015 森林土壤氮的测定[S].

LY/T 1228-2015 Nitrogen determination methods of forest soils [S].

[20] LY/T 1232-2015 森林土壤磷的测定[S].

LY/T 1232-2015 Phosphorus determination methods of forest soils [S].

[21] LY/T 1234-2015 森林土壤钾的测定[S].

LY/T 1234-2015 Potassium determination methods of forest soils [S].

[22] HJ557-2010 固体废物浸出毒性浸出方法水平振荡法[S].

HJ 557-2010 Solid waste—Extraction procedure for leaching toxicity—Horizontal vibration method [S].

[23] 杨玉江.填埋场生活垃圾降解与稳定化过程研究[D]. 上海:同济大学, 2007.

Yang Y J. Degradation and stabilizition process of refuse at landfill [D]. Shanghai: TongJi University, 2007.

[24] GB50021-2001 岩土工程勘察规范[S].

GB50021-2001 Code for investigation of geotechnical engineering [S].

[25] CJT340-2016 绿化种植土壤[S].

CJT340-2016 Planting soil for greening[S].

[26] GBT 33891-2017 绿化用有机基质[S].

GBT 33891-2017 Organic media for greening [S].

[27] 武 燕,王 琼,仲召亮,等.松嫩平原农田和防护林土壤物理性质差异研究[J]. 安徽农业科学, 2016,44(9):177-179.

Wu Y, Wang Q, Zhong Z L, et al. Difference study of soil physical properties between shelterbelts and farmlands at Songnen plain [J]. Journal of Anhui Agri, 2016,44(9):177-179.

[28] 杨光蓉,陈历睿,林敦梅.土壤微塑料污染现状、来源、环境命运及生态效应 [J]. 中国环境科学, 2021,41(1):353-365.

Yang G R, Chen L R, Lin D M. Status, sources, environmental fate and ecological consequences of microplastic pollution in soil [J]. China Environmental Science, 2021,41(1):353-365.

[29] 王少一.固体废弃物的地球物理检测研究[D]. 兰州:兰州大学, 2012.

Wang S Y. Geophysical detection of municipal [D]. Lanzhou: Lanzhou University, 2012.

[30] GB8172-1987 城镇垃圾农用控制标准[S].

GB8172-1987 Control standards for urban wastes for agricultural use [S].

[31] Chandler A J, Eighmy T T, Hjelmar O, et al. Municipal solid waste incinerator residues [M]. Amsterdam, The Netherlands: Elsevier, 1997.

[32] GB15618-2018 土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行) [S].

GB15618-2018 Soil environmental quality Risk control standard for soil contamination of agricultural land [S].

[33] 常 威.生活垃圾焚烧飞灰的水洗及资源化研究 [D]. 杭州:浙江大学, 2016.

Chang W. Study on the washing process and recycling of MISWI fiy ash. [D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2016.

[34] 闫 啸.垃圾填埋场的环境安全性评价与老陈垃圾资源化利用可行性探讨——以扬州市江都区生活垃圾处理场为例[D]. 扬州:扬州大学, 2014.

Yan X. The environmental safety assessment of landfill and reclamation analysis of long landfill garbage--Jiangdu landfill in Yangzhou as an example [D]. Yangzhou: Yangzhou University, 2014.

[35] 陈 璐.不同填埋龄生活垃圾理化特性及细菌多样性研究[D]. 青岛:青岛理工大学, 2019.

Chen L. Physical and chemical properties and bacterial diversity of different landfill age refuse [D]. Qingdao: Qingdao University of Technology, 2019.

[36] 鲍士旦.土壤农化分析[M]. 北京:中国农业出版社, 2000.

Bao S D. Agrochemical analysis of soil [M]. Beijing: China Agriculture Press, 2000.

[37] GB 3838-2002 地表水环境质量标准 [S].

GB 3838-2002 Environmental quality standards for surface water [S].

[38] 蒲昌英,刘昱昊.土壤团聚体中重金属及有机质的分布[J]. 科学技术创新, 2018,(13):19-20.

Pu C Y, Liu Y H. Distribution of heavy metals and organic matter in soil aggregates [J]. Scientific and Technological Innovation, 2018,(13):19-20.

[39] 吴 婷.铅污染不同粒径土壤重金属地球化学行为及其植物转运[D]. 西安:陕西师范大学, 2018.

Wu T. Geochemical behavior and plant transport of heavy metals in soils contaminated by lead with different particle sizes [D]. Xi¢an: ShanXi Normal University, 2018.

[40] Achal V, Pan X, Zhang D. Remediation of copper-contaminated soil by Kocuria flava CR1, based on microbially induced calcite precipitation [J]. Ecological Engineering, 2011,37(10):1601-1605.

Physicochemical properties and reuse of municipal solid waste fine fraction: Case of an aged landfill site in Zhejiang Province.

ZHENG Kang-qi1, CHEN Ping1, QIU Yu-feng1, GUO Qi-meng2,3, CHEN Yan-bo4, YUAN Miao-xin5, ZHAN Liang-tong2,3*

(1.School of Civil Engineering and Architecture, Zhejiang Sci-Tech University, Hangzhou 310018, China；2.Geotechnical Engineering Research Institute, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China；3.Key Laboratory of Soft Soils and Geoenvironmental Engineering, Ministry of Education, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China；4.Research Center for High Gravity, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China；5.CECEP DADI (Hangzhou) Environmental Remediation Co., Ltd., Zhejiang University, Hangzhou 310016, China)., 2022,42(7)：3254～3264

This study is to investigate the physicochemical properties for the fine fraction (particle size <15mm) of the excavated municipal solid wastes (MSWs) with fill ages ranging from 23 to 37a. The composition, physicochemical properties and leaching solution properties of the materials were measured and analyzed. The experimental results showed that the particle size ranges (2～15mm, 0.075～2mm and <0.075mm) for the materials account for 42.9%～53.9%, 40.9%～44.1% and 5.1%～13.0%, respectively. The materials can be classified as a fine-grained sand. With a increase of fill age, the characteristic particle size50and10decreased, the specific gravity increased greatly, and tended to be stable after 30 years. The organic matter content (18.1%～19.1%), the content of nitrogen, phosphorus and potassium, the pH of the leaching solution (7.26～8.30), and the electrical conductivity (1.08～2.51mS/cm) all met the standard of Organic media for greening. The contents of Cu, Zn, Cd, Cr and Ni in the materials exceeded the standards of Soil environmental quality Risk control standard for soil contamination of agricultural land, Planting soil for greening and Organic media for greening. The calculated value of Nemerow comprehensive pollution index was as high as 15.48～17.95, indicating the materials were heavily contaminated. It was found that the heavy metals concentrated in the fine-grained fraction with particle sizes less than 2mm. It was suggested that the fine fraction should be further screened into two parts with a particle size of 2～15mm and less than 2mm. For the part with particle size less than 2mm, the technology of microbial induced carbonate precipitation could be used to stabilize the contained heavy metals. The treated materials can be reused as a planting soil layer for landscaping, landfill closure and abandoned mine site reclamation.

municipal solid waste landfill；fine fraction；physicochemical properties；landfill age；leaching solution properties；reuse

X705

A

1000-6923(2022)07-3254-11

郑康琪(1998-),女,河南南阳人,浙江理工大学硕士研究生,主要从事固体废弃物处理及资源化利用研究.

2021-12-17

国家自然科学基金资助项目(41977250,51578508);浙江省‘领雁’研发攻关计划项目资助(2022C03095)

* 责任作者, 教授, zhanlt@zju.edu.cn