本文對全國12 個省份72 個典型村鎮產生的生活垃圾進行采樣調查，系統分析了我國村鎮生活垃圾的重金屬含量及其土地利用的環境風險。
結果表明：我國典型村鎮生活垃圾中重金屬Hg、Pb、Cd、Cr、Cu 和Zn 的含量分別為（0.74±0.48）、（21.80±17.61）、（3.36±11.01）、（108.63±84.01）、（36.83±10.91）、（80.09±42.24）mg·kg-1；依據《城鎮垃圾農用控制標準》，Hg、Pb、Cd、Cr 的超標率分別是1.74%、3.44%、14.29%、2.09%。
村鎮生活垃圾土地利用的重金屬環境風險評估表明：重金屬單因子污染指數大小順序為Cd>Hg>Cr>Cu>Zn>Pb，其中Cd 和Hg 分別為重度和輕度污染；重金屬內梅羅綜合污染指數為4.08（重度污染），Cd 和Hg 的貢獻最大；重金屬潛在生態風險程度依次為Cd>Hg>Cu>Pb>Cr>Zn，綜合潛在生態風險等級為強生態危害。
前言
隨著我國農村經濟發展和農民生活水平提高，農村垃圾產量日益增多。據初步估算，我國農村每年生活垃圾產生量已經達到3 億 t ，然而，農村的垃圾處理能力并沒有相應提高，使得農村生活垃圾大量堆積。
生活垃圾在堆積腐敗過程中會產生大量酸性和堿性物質，可將垃圾中的無機污染物———重金屬淋溶而進入水體和土壤。夏立江等分析了垃圾堆放場區周圍土壤，發現其中重金屬含量明顯高于對照區土壤。王振中等研究表明，垃圾中的重金屬可在土壤中富集從而造成垃圾堆放區周圍土壤重金屬污染。土壤重金屬含量超標導致的重金屬污染具有潛伏性、長期性和不可逆性，且重金屬通過食物鏈的生物作用，容易被吸收與富集，從而對人體健康造成威脅。
在我國農村推廣傳統的有機垃圾就地分散消納模式（主要指有機垃圾還田）是有效緩解農村垃圾問題的途徑。在傳統農業下，生活垃圾幾乎可以全部循環，農村絕大部分的有機垃圾（如農作物殘留和廚余等）和糞便以堆肥、漚肥、厭氧沼氣發酵或直接還田等途徑進入土壤生態系統進行自然循環，部分有機垃圾則通過燃燒成草木灰的方式還田，對于周邊環境的影響相對較小。
隨著人們生活水平的提高，包裝廢物、塑料制品、電子垃圾等大量出現，傳統的農村生活垃圾消納方式已不能滿足要求。但是，我國農村生活垃圾收運、處理體系尚未完全建立，目前農村生活垃圾的主要處理方式包括堆存、簡單填埋、漚肥和焚燒等，絕大部分的農村生活垃圾將會以堆肥、堆存、填埋、土壤改良劑等土地利用形式再次返回到土壤生態系統。丁湘蓉研究了強制通風堆肥技術處理農村生活垃圾的可行性，李清飛等研究了微生物在農村有機生活垃圾堆肥中的作用。因此，針對我國村鎮生活垃圾重金屬特性及其污染風險開展研究具有重要意義。
目前對城市生活垃圾重金屬的研究報告相對較多。劉曉紅等研究發現，延安市區生活垃圾可堆腐物中的重金屬元素Pb、Cr、Cd、Hg、As 有輕微污染；李仙粉等研究發現各類垃圾中的Hg、Cd 元素含量均超過了北京市郊土壤背景值和污染起始值的最高允許含量；劉育辰等研究發現，四川宜賓夏季生活垃圾處于Ⅰ級中度污染水平，四川地區夏冬季總體處于無污染水平，且夏季污染負荷指數略高。
對于我國農村生活垃圾重金屬含量開展的大范圍、系統的研究較少，而重金屬含量對垃圾就地分散消納過程有至關重要的影響。因此，本文針對全國12 個省份、72 個典型村鎮進行了調查研究和統計分析，闡述了農村生活垃圾重金屬含量特征，以期明確我國農村生活垃圾重金屬污染狀況，為其有效處理提供理論依據。
1、材料與方法
1.1采樣點
在全國12 個省市進行村鎮生活垃圾采樣調查，包括南方6 省市（廣東、湖南、安徽、湖北、上海、重慶）和北方6 省市（北京、河南、山東、甘肅、黑龍江、吉林）。在每個省市選擇一個采樣地區，每個地區根據經濟水平、產業類型等因素選取3 個不同的典型鄉鎮采樣，每個鄉鎮設集鎮中心和周邊農村兩個采樣點，共計72 個采樣點，取樣調查時間選取為2015 年的4 個季度。
我國典型村鎮新鮮生活垃圾采樣點如表 1 所示。
1.2樣品采集與分析
將生活垃圾攪拌均勻后堆成圓形，將其十字四等分，然后隨機舍棄對角中的兩份，余下部分重復進行前述鋪平并分為四等分，舍棄一半，直至垃圾量能夠裝滿4 個容量100 L大桶，帶回實驗室進行分析。
將帶回實驗室的垃圾樣品中大粒徑物品破碎至100~200 mm，然后將各種成分分別放在干燥的容器內，置于電熱鼓風恒溫干燥箱內，在（105±5）℃ 的條件下烘4~8 h，待冷卻0.5 h后稱重。重復烘1~2 h，冷卻0.5 h 后再稱重，重復直至兩次稱量之差小于樣品量的百分之一。用研磨儀將烘干后的樣品研磨至0.5 mm以下，采用濃HNO3-H2O2 法消煮，每個樣品做3 個平行，稀釋定容后，再利用電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS）測定重金屬含量。
1.3評價方法
為了做出準確、客觀的評價，參照《土壤環境質量標準》（GB 15618—1995），分別采用單因子污染指數法、綜合污染指數法、潛在生態風險指數法分析典型村鎮垃圾中重金屬污染狀況。
1.3.1 單因子污染指數法
計算公式為：
P i=C i /S i （1）
式中：P i 為污染指數；C i 為污染物實測值；S i 為污染物評價標準，取值參考《土壤環境質量標準》（GB15618—1995）；i 代表某種污染物。
分級標準如下：P i≤1 為未污染；1＜P i≤2 為輕度污染；2＜P i≤3 為中度污染；P i＞3為重度污染。
1.3.2 綜合污染指數法
采用內梅羅綜合污染指數法進行重金屬污染狀況評價，計算公式為：
P 綜=［{（C i /S i）max2+（C i /S i）ave2］/2}1/2 （2）
式中：（C i /S i）max 表示各重金屬元素污染指數最大值；（C i /S i）ave 表示各污染指數的平均值。
分級標準如下：P 綜≤1 為未污染；1＜P 綜≤2 為輕度污染；2＜P 綜≤3為中度污染；P 綜＞3 為重度污染。
1.3.3 潛在生態風險指數法
本文采用潛在生態風險指數法進行陳腐垃圾重金屬生態風險評價。該方法將重金屬含量與重金屬的生態效應、環境效應與毒理學相聯系，定量地劃分出潛在生態風險的程度，是目前較多學者采用的方法。
重金屬污染物潛在風險程度評價指標與分級關系見表 2。
潛在生態風險指數（RI）計算公式為：
E i＝T i×（C i /C 0） （3）
RI＝∑E i （4）
式中：E i 為潛在生態風險因子；T i 為重金屬毒性響應系數（Hg、Cd、Pb、Cu、Cr、Zn 取值分別為40、30、5、5、2、1）；C i 為垃圾中重金屬濃度實測值；C 0 為參比值，取值參考全球工業化前沉積物中重金屬的最高背景值（Hg、Cd、Pb、Cu、Cr、Zn 依次為0.25、0.5、25、30、60、80 mg·kg-1）；RI 為重金屬的綜合潛在生態風險指數。
2、結果與分析
2.1我國典型村鎮生活垃圾重金屬含量評價
我國典型村鎮生活垃圾中重金屬元素主要有Hg、Pb、Cd、Cr、Cu、Zn，其含量分析結果如圖 1 所示。
由圖 1 可以看出，典型村鎮生活垃圾重金屬含量大小依次為Cr>Zn>Cu>Pb>Cd>Hg，其中：Hg 含量0.03~4.34 mg·kg-1，平均值為0.74 mg·kg-1；Pb 含量0.04~169.15 mg·kg-1，平均值為21.80 mg·kg-1；Cd 含量0.07~107.00mg·kg-1，平均值為3.36 mg·kg-1；Cr 含量8.94~1569.10 mg·kg-1，平均值為108.63 mg·kg-1；Cu含量3.22~152.55 mg·kg-1，平均值為36.83 mg·kg-1；Zn 含量3.16~945.11 mg·kg-1，平均值為80.09 mg·kg-1。
我國典型村鎮生活垃圾重金屬含量與《食用農產品產地環境質量評價標準》（HJ 332—2006）相比，Cd、Cr、Cu、Hg、Pb、Zn 的超標率分別是39.58%、7.32%、2.09%、39.58%、6.97%、3.48%；與《城鎮垃圾農用控制標準》（GB 8172—1987）相比，Hg、Pb、Cd、Cr 的超標率分別是1.74%、3.44%、14.29%、2.09%；與《土壤環境質量標準》（GB 15618—1995）相比，Cd、Cr、Cu、Hg、Zn 的超標率分別是39.7%、7.7%、4.2%、33.1%、7.6%。由全國土壤污染狀況調查公報知，全國土壤中Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、Zn 6種無機污染物點位超標率分別為7.0%、2.1%、1.5%、1.1%、1.6%、0.9%，經過對比發現除了Pb 之外，其余重金屬超標率均高于全國土壤重金屬的超標率。因此，如若將垃圾進行土地還原必須引起重視，且Cd、Hg 超標率較高，毒性大，需予以特別關注。
2.2村鎮生活垃圾重金屬單因子污染評價
單因子污染指數法是當今研究者們針對單一重金屬元素進行污染評價時所使用的一般方法，其數值小說明該重金屬污染輕，反之則重。根據公式（1），由重金屬的實測含量、重金屬的土壤評價標準值計算出P i 的值，Hg、Pb、Cd、Cr、Cu、Zn的污染指數見表 3。
由表3 可知，Hg、Pb、Cd、Cr、Cu、Zn 的單因子污染指數范圍分別是P Hg 為0.06~8.67、P Pb 為0~0.85、P Cd 為0.12~178.34、P Cr 為0.04~7.85、P Cu 為0.03~1.53、P Zn 為0.01~3.78，其中：74.31%的Hg、100%的Pb、55.56%的Cd、92.01%的Cr、97.57%的Cu、96.52%的Zn 屬于未污染的清潔水平；12.84%的Hg、15.28%的Cd、6.25%的Cr、2.08%的Cu、2.78%的Zn 屬于輕度污染；4.17%的Hg、7.98%的Cd、0.69%的Cr、0.35%的Cu、0.35%的Zn 屬于中度污染；8.68%的Hg、20.83%的Cd、0.35%的Cr、0.35%的Zn 屬于重度污染。Hg、Pb、Cd、Cr、Cu、Zn 的單因子污染指數平均值分別為1.47、0.11、5.59、0.54、0.37、0.32，從單因子污染指數平均值大小可以看出，典型村鎮生活垃圾重金屬污染程度依次為Cd>Hg>Cr>Cu>Zn>Pb，其中P Cd>3，Cd 為重度污染，P Hg>1，Hg為輕度污染，其余重金屬皆屬于清潔水平。
2.3村鎮生活垃圾重金屬內梅羅綜合污染評價
根據公式（2），結合重金屬單因子污染指數（表 3）計算出典型村鎮生活垃圾中重金屬的內梅羅綜合污染指數P 綜值，見表 4。
由表 4 可知，典型村鎮生活垃圾重金屬的內梅羅綜合污染指數P 綜值范圍為0.13~178.35，平均值為4.08，屬于重度污染，且Cd 對P 綜值的貢獻最大，Hg 居其次。
2.4村鎮生活垃圾重金屬潛在生態風險評價
根據公式（3）和（4）計算出典型村鎮生活垃圾中的單項潛在生態風險指數E i、綜合潛在生態風險指數RI，具體數值見表 5。
由表 5 可知，典型村鎮生活垃圾重金屬E i 的范圍分別是E Hg 為3.20~966.88、E Pb 為0.17~37.30、E Cd 為9.00~9 600.06、E Cr 為0.15~31.64、E Cu 為0.16~43.85、E Zn 為0.01~11.81，其中：32.99%的Hg、100%的Pb、62.85%的Cd、100%的Cr、99.65%的Cu、100%的Zn 具有輕微生態危害；34.03%的Hg、15.28%的Cd、0.35%的Cu 具有中等生態危害；13.89%的Hg、6.60%的Cd 具有強生態危害；9.38%的Hg、5.90%的Cd 具有很強生態危害；9.03%的Hg、9.38%的Cd 具有極強生態危害。E Hg、E Pb、E Cd、E Cr、E Cu、E Zn 平均值分別為117.76、4.36、200.10、3.27、13.34、1.00。由E i 平均值的大小可知，典型村鎮生活垃圾中6 種重金屬污染的潛在生態風險程度依次為Cd>Hg>Cu>Pb>Cr>Zn，其中Cd 具有很強生態危害，Hg 具有強生態危害，Cu、Pb、Cr、Zn 具有輕微生態危害。Hg、Pb、Cd、Cr、Cu、Zn 的綜合潛在生態風險指數RI范圍為12.70~10691.54，平均值為339.82，在300~600范圍內，具有強生態危害。
3、討論
總體而言，通過三種評價方法均可發現我國村鎮生活垃圾中Cd 的污染最嚴重，Hg 次之，其余重金屬污染程度較低，依次為Cr>Cu>Zn>Pb；同時，潛在生態風險也是Cd 最強，Hg 次之，其余重金屬只有輕微潛在生態風險，依次為Cu>Pb>Cr>Zn，只是Cr、Cu、Zn、Pb 的污染程度與潛在生態風險略有不同。
由于Cd、Hg 的毒性最大，國內外已發生多起Cd、Hg 污染事故，如日本水俁病事件和痛痛病事件、湖南瀏陽Cd 污染事件，為了避免再次發生類似事件，需要特別注意防控重金屬污染，其中Hg 主要來源于廢棄的電池、熒光燈和塵土，Cd 主要來源于塵土、塑料和印刷制品，可以考慮從源頭治理，將生活垃圾分類收集處理。
本文只針對生活垃圾重金屬的環境風險進行了分析，如若進行土地還原處理，同時還應該進一步綜合分析有機污染物的環境風險，避免造成二次污染。
4、結論
（1）典型村鎮生活垃圾重金屬Hg、Pb、Cd、Cr、Cu、Zn 含量分別為（0.74±0.48）、（21.80±17.61）、（3.36±11.01）、（108.63±84.01）、（36.83±10.91）、（80.09±42.24）mg·kg-1，與國內相關標準相比主要是Cd、Hg超標。
（2）從單因子污染指數P i 平均值大小可以看出，典型村鎮生活垃圾重金屬污染程度依次為Cd>Hg>Cr>Cu>Zn>Pb，其中Cd 為重度污染，Hg 為輕度污染，其余重金屬皆屬于清潔水平。
（3）典型村鎮生活垃圾重金屬的內梅羅綜合污染指數P 綜值為4.08，屬于重度污染，且Cd 對P 綜值貢獻最大，Hg 居其次。
（4）典型村鎮生活垃圾中6 種重金屬污染的潛在生態風險程度依次為Cd>Hg>Cu>Pb>Cr>Zn，其中Cd 和Hg 分別具有很強和強生態危害；綜合潛在生態風險指數為339.82，具有強生態危害。
總體而言，我國村鎮生活垃圾重金屬污染情況不容樂觀，進行土地還原處理時需要特別注意重金屬的污染情況以及累積效應（特別是Cd、Hg）。在村鎮生活垃圾進行土地還原利用過程中應避免所含重金屬進入食物鏈，可考慮用于花卉、林地等土壤的改良，同時應合理確定施用量和施用頻率，防止二次污染。
作者單位：1、桂林理工大學環境科學與工程學院；2、中國環境科學研究院
中國鄉村發現網轉自:《農業環境科學學報》2017 年第 8 期
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