黃土覆蓋生活垃圾沉降及污染物分層分布特征＊

紀肇燁，侯子良，杜曉輝，賈普琦，李忠國

（蘭州大學資源環境學院，甘肅 蘭州 730000）

1 概述

在我國西北地區，一些生活垃圾衛生填埋場使用當地黃土作為中間覆蓋層[1]及終場覆蓋層[2]。由于干旱和半干旱氣候區具有蒸發量遠大于降雨量和弱降水的特點，降雨的深層滲透在單一黃土覆蓋層即可被有效阻滯，中間覆蓋層對重金屬離子也具有短期的阻滯作用[3]，其中黏土對重金屬離子的吸附作用較壤土為佳[4]。

黃土覆蓋層分為兩類，一類是單層細粒土層的單一型覆蓋層，另一類是細粒土層位于粗粒土層下的毛細阻滯型覆蓋層[5]。基于水分儲存-釋放原理的黃土覆蓋層可實現國內外生活垃圾衛生填埋場建設現行標準中復合覆蓋層的部分功能[6-7]。與傳統黏土覆蓋層及復合覆蓋層相比，黃土覆蓋層具有阻滯降水入滲[8]、造價低廉[9]、適宜植物栽培[10]等諸多優勢。

城市生活垃圾（Municipal Solid Waste，MSW）組分的可壓縮性大于黃土，因此不可忽視黃土對生活垃圾的壓縮蠕變和生活垃圾中有機質降解引起的MSW 堆體沉降[11]，及其引起滲濾液下滲及污染物運移等問題。一些研究者通過實驗室模擬降解實驗分別對物理壓縮蠕變[12]和有機質降解沉降[13]情況下降解齡期和自然應變的關系及重金屬的運移[14]進行了研究。張振營等[15]則以實際生活垃圾填埋場為對象進行研究，歸納出MSW 降解沉降量與降解齡期的指數函數關系式。

以上學者在實驗設計中多采用我國東部地區黏土或建筑砂土作為混合覆蓋層，或直接配制MSW進行降解沉降而未進行填埋，對黃土覆蓋下壓縮蠕變及有機質降解沉降而引起的黃土-MSW 混合作用和污染物運移分布特征研究較少。本文將新鮮MSW試樣分別裝入模擬填埋試驗裝置中，使用黃土進行覆蓋厭氧降解，分析MSW 降解齡期180 d 內的自然應變特征，30 d 和180 d 下含水率，有機質、可燃物、灰分、BDM（Biologically degradable matter）和典型重金屬的運移規律。

1 采樣和分析

1.1 實驗材料與方法

按照 《生活垃圾采樣和分析方法》（CJT313-2009），于2019 年5 月20 日使用四分法對蘭州新區垃圾填埋場當日進場新鮮垃圾進行采樣，將不少于200 kg 垃圾進行破碎，然后填入模擬實驗裝置內。覆蓋層黃土取自蘭州新區生活垃圾填埋場旁土梁。黃土樣品采回后在實驗室進行自然風干，過2 mm篩去除黃土中碎石、垃圾等雜物，混合均勻后備用。

對用作生活垃圾填埋覆蓋層的天然黃土基本理化性質進行分析，供試黃土粒徑分布按照《化學品 土壤粒度分析試驗方法》（GB/T 27845-2011）進行分析，黃土含水率按照《土工試驗規程-烘干法》（SL237-1999）進行分析，黃土容重按照《土工試驗規程-密度實驗》（SL237-004-1999）進行分析，黃土比表面積采用物理吸附儀（Micromeritics TriStar Ⅱ3020，美國）進行測試分析。

取降解齡期0 d 的垃圾樣品作為對照組。當填埋柱中MSW 試樣達到一定降解齡期（0 d、30 d、90 d、150 d、180 d）時，分別記錄對應MSW 沉降高度，計算MSW 的自然應變，評價覆蓋層黃土與MSW 的混合水平。當MSW 試樣達到指定降解齡期（30 d）時，按埋深20～40 cm、40～60 cm、60～80 cm 對填埋柱A 的MSW 取三組樣品。當試樣達到指定降解齡期（180 d）時，按埋深0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm、60～80 cm 對填埋柱B 內的MSW 樣品取四組樣品。取樣完成后，將以上8 個MSW 樣品均立即封裝標記并及時檢測。

1.2 MSW 生物可降解度（BDM）分析

利用重鉻酸鉀在強酸性條件下氧化MSW 樣品中的有機質，以硫酸亞鐵銨回滴過量重鉻酸鉀，根據式（1）計算MSW 樣品的生物可降解度（BDM）。

式中，V0為空白試驗中消耗的硫酸亞鐵銨標準溶液體積（mL）；V1為MSW 樣品測定消耗硫酸亞鐵銨標準溶液的體積（mL）；c 為硫酸亞鐵銨標準溶液的濃度（mol/L）；w 為MSW 樣品質量（g）。

1.3 MSW 有機質、可燃物、灰分含量和含水率測定

根據《生活垃圾化學特性通用檢測方法》（CJ/T 96-2013）規定，采用電熱鼓風干燥箱（紹興市滬越儀器設備廠，101-DQSB 型）對MSW 樣品進行烘干，測定MSW 樣品的含水率；采用一體式箱式電阻爐（上虞市道墟科析儀器廠，XMT-8000 型）對烘干后的MSW 樣品進行有機質、可燃物和灰分含量的分析。

將裝有MSW 樣品的恒重瓷坩堝放入一體式電阻爐中，升溫至600℃進行保溫6～8 h，取出坩堝移入干燥器中進行自然冷卻，然后稱重測定MSW 樣品的有機質含量。將裝有MSW 樣品的恒重坩堝放入一體式箱式電阻爐中，將爐溫升至815℃，隨后隨爐冷卻至室溫，稱重測定MSW 樣品的可燃物和灰分含量。

2 結果與討論

2.1 垃圾與黃土基本理化性質

填埋垃圾主要成分為廚余、紙類、橡塑類，其余包括玻璃類、金屬類、磚瓦陶瓷類等，廚余占比62.44%，紙和橡塑類分別占14.52%和11.00%，其余依次為玻璃（4.28%）、紡織（3.46%）、金屬（1.99%）、木竹（1.65%）和其他（0.66%）。

垃圾填埋覆蓋層所用黃土為典型馬蘭黃土，屬灰鈣土，其理化性質結果見表1。

表1 黃土基本理化性質

2.2 MSW 自然應變與降解齡期的關系

MSW 的自然應變由沉降量和試樣初始高度計算得出，不同降解齡期垃圾的沉降量和自然應變數據見表2，自然應變和降解齡期的關系如圖1 所示。

考查要點：(1)鋁是活潑金屬,但鋁抗腐蝕性相當強,因為鋁表面生成一層致密的氧化物薄膜,鋁制品表面的致密氧化膜起著保護內部金屬的作用,所以鋁制品在空氣中能穩定存在,也具有很強的抗腐蝕性。(2)致密氧化膜還可推廣到鐵與冷的濃硫酸、濃硝酸相遇的鈍化。(3)致密氧化膜熔點很高,打磨的鋁箔加熱至熔化時,鋁不會滴落。(4)鋁制容器不宜蒸煮或長時間盛放酸性、堿性或咸的食物。

表2 不同降解齡期MSW 的沉降量和自然應變

圖1 MSW 自然應變與降解齡期的關系

圖1 顯示，降解初期，MSW 在自重和好氧分解雙重作用下產生自然降解，此時自然應變幅度較大。在隨后的厭氧消化階段，MSW 自重作用影響逐漸減小，產生的酸性物質不利于厭氧菌繁殖，有機質分解受限，自然應變增長幅度變小。自然應變隨可降解有機質的分解而逐漸趨于穩定。實驗室模擬條件下垃圾的自然應變可用指數函數進行擬合，擬合系數為0.98，見式（2）：

線性擬合方程如（3）式，擬合系數為0.93。

在將實際生活垃圾填埋場作為研究對象時，一定時間內有機質含量可近似視為線性減少，但在小型垃圾填埋降解裝置研究中，有機質總量呈現快速減少-緩慢減少現象，受有機質總量影響較大，因此線性擬合效果不佳。

王櫻峰等[11]將配制MSW 試樣進行密封降解實驗，建立了降解齡期與MSW 密度、應變和有機質含量的關系方程（下稱模型一），降解齡期與自然應變的關系表達式為：

式中，ε 為自然應變（%），T 為降解齡期（d）。

張振營等[15]以杭州天子嶺垃圾填埋場為例進行工程實例分析，建立了MSW 沉降量與降解齡期的關系表達式（下稱模型二）：

式中，St 為沉降量，k 為降解度系數，S∞為時間趨于無窮大時的總有機物沉降量，t 為降解時間（年，a）。

朱青山等[13]使用實驗室模擬實驗裝置，選取0～190 d 區間，檢測垃圾沉降速率，認為當降解齡期t大于某值時，S 與t 成線性關系（下稱模型三）：

根據上述三種模型可對中后期（180～720 d）MSW 有機質沉降情形做出趨勢評價，如圖2 所示。模型二研究對象為杭州天子嶺垃圾填埋場，時間跨度大（0～50 a），降解前期自然應變與降解齡期可近似滿足線性關系；模型一、三和本研究數據均采用室內填埋模擬裝置，有機質總量較少，故MSW 在填埋初期降解快。模型一采用自行配制MSW 進行填埋研究，與本研究實驗條件接近，趨勢較為一致；本研究在30d 內垃圾可能出現大量降解情況，180d 時即可能達到穩定化。初期物理壓縮蠕變會導致一定程度的自然應變，但中期MSW 有機質的降解則起主導作用。

圖2 不同模型下MSW 自然降解趨勢

2.3 MSW 有機質降解分層分布特征

填埋體的沉降既包括微生物對有機質的好氧分解和厭氧消化等生物作用，也包括彎曲、變形、擠壓和細顆粒向粗顆粒孔隙的侵入等物理機制[16]。圖3 所示為黃土覆蓋條件下不同埋深的MSW 初期（30d）物性指標含量百分比。由圖可以看出，中間層有機質和可燃物含量占比最高，反映出有機質分解相對緩慢，處于好氧發酵階段和厭氧消化初期階段；表層垃圾含水率高于中間層和底層垃圾，這是由于當填埋體經自然沉降壓實時，由于體積的逐漸壓縮，堆體應力狀態發生變化，部分水分從MSW 中被擠出，且隨埋深增加堆體壓力增大；BDM 指標在各埋深垃圾中分布較為平均。

圖3 降解30d 不同埋深MSW 污染物物性分布特征

初期沉降完成后，系統進入中期沉降階段。中期沉降是包括壓縮蠕變沉降和有機質降解沉降在內的階段[17]，這一階段表層黃土逐漸與MSW 混合，黃土中的微生物逐漸降解MSW 中的有機質，各層有機質、含水率逐漸表現出分層分布的特征。

圖4 所示為黃土覆蓋條件下180 d 不同埋深MSW 物性指標所占百分比，由圖可知，填埋中期黃土-垃圾混合層（0～20 cm）受到黃土中微生物分解作用及黃土吸附作用的影響，有機質降解較為充分；垃圾表層（20～40 cm）和中間層（40～60 cm）垃圾有機質分解相對較慢，含水率較低。滲濾液浸潤層（60～80 cm）MSW 長時間受滲濾液浸潤，含水率較高，有機質分解較快，BDM 含量較高。中期各層垃圾隨埋深表現出一定的降解分布規律，黃土-垃圾混合層（0～20 cm）和滲濾液浸潤層（60～80 cm）MSW 降解速率較快。

圖4 降解180d 不同埋深MSW 污染物物性分布特征

2.4 填埋體典型重金屬分層分布特征

圖5 所示為30 d 和180 d 典型重金屬分層分布特征。以降解0 d 的MSW 對照組作為基準值，汞、鉛、鎘在各層分布的相對含量。黃土覆蓋條件下，汞、鉛分別在20～40 cm 和40～60 cm 處達到相對最大值。鎘在30 d 時各層相對較均勻，180 d 時在40～60 cm 處達到最大值。

圖5 不同埋深典型重金屬分層分布特征

MSW 中重金屬在各埋深的分層分布表現出顯著的差異。滲濾液中的溶解性有機物（Dissolved organic matter，DOM）對Cd 在土壤中的吸附促進作用較為明顯，對Pb 的吸附促進作用則比較微弱[18]，且填埋年限較長的滲濾液較填埋年限較短的滲濾液對土壤吸附Pb、Cd 的影響強烈[19]。30 d 時，試驗裝置中開始有少量滲濾液產生，黃土覆蓋層初步吸附表層垃圾中的Hg、Pb、Cd 等重金屬，180 d 時，滲濾液大量產生，垃圾表面出現白斑和霉變，表層黃土與垃圾初步混合，滲濾液促使部分MSW 中的重金屬運移至黃土層中。相關研究表明，黃土在pH=6時對Pb（Ⅱ）已基本完全吸附，而Cd（Ⅱ）在強堿性條件下方能基本去除[20]，故在厭氧降解酸化階段，Pb（Ⅱ）在競爭吸附[21]中處于優勢；底層MSW 長時間受滲濾液浸潤，部分重金屬運移至滲濾液中，故在生活垃圾中檢出含量較低。

3 結論

采用兩組試驗裝置對MSW 進行降解，對一定解齡期的垃圾試樣進行了降解沉降和分層分析相關試驗，得到以下結論：

1）MSW 的自然應變隨降解齡期的增加而增加，有機質總量較少的條件下自然應變與降解齡期的關系可用指數函數模型進行擬合，擬合系數為0.98，根據模型可以預測不同階段降解齡期MSW 的自然應變和沉降情況。

2）降解30 d 和180 d 后MSW 在不同埋深有機質和可燃物等因素占比均呈現中間埋深較高、表層和底層較低的特征，180 d 時表層黃土微生物降解和底層滲濾液浸潤對有機質的加速分解起促進作用。30 d 時不同埋深MSW 含水率主要受填埋體自然沉降和應力變化影響，180 d 時不同埋深MSW 含水率主要受MSW 產液特性影響。

3）Hg 和Pb 在黃土覆蓋層中的競爭吸附中處于優勢，滲濾液能夠促進黃土對重金屬的吸附作用；重金屬在各分層中的剩余相對含量依次為：中間層＞底層＞表層。