朱 水,申澤良,王 媛,吳浩然,辛 佳,2,3*

垃圾處理園區(qū)周邊土壤-地下水重金屬分布特征

朱 水1,申澤良1,王 媛1,吳浩然1,辛 佳1,2,3*

(1.中國海洋大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,山東 青島 266100；2.海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,山東 青島 266100；3.山東省海洋環(huán)境地質(zhì)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,山東 青島 266100)

測定并分析生活垃圾綜合處理園區(qū)周邊剖面土壤-地下水中重金屬(Cr、Cu、Ni、Pb、Zn、As、Cd和Hg)的含量結(jié)果表明,在土壤水的對流、擴(kuò)散作用下重金屬在各點(diǎn)位土壤剖面中均存在明顯的縱向遷移現(xiàn)象,同時(shí)土壤介質(zhì)的吸附、攔截等阻滯作用導(dǎo)致重金屬主要富集于150～200cm中層土壤中.該區(qū)域土壤中重金屬雖有積累但尚未超標(biāo),垃圾焚燒飛灰沉降導(dǎo)致上游點(diǎn)位土壤中重金屬含量高于另外兩個(gè)距離更近的下游點(diǎn)位;而園區(qū)鄰近地下水中Zn、Ni含量相對其他遠(yuǎn)距離點(diǎn)位明顯增加,且Zn含量超出了地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn),推測是由垃圾滲濾液下滲的影響所致.借助高通量測序手段分析發(fā)現(xiàn),不同深度土壤及地下水之間的微生物群落結(jié)構(gòu)存在顯著差異(p<0.01),由于還存在其他土壤環(huán)境要素的作用,土壤中大部分微生物群落受重金屬影響較小,而地下水中微生物群落明顯受到垃圾滲濾液中重金屬Zn、Ni富集的影響.本研究可為垃圾綜合處理園區(qū)的土壤-地下水系統(tǒng)污染風(fēng)險(xiǎn)評估奠定基礎(chǔ),為其環(huán)境安全管理提供科學(xué)指導(dǎo).

重金屬分布；垃圾填埋處理；垃圾焚燒處理；土壤-地下水系統(tǒng)；微生物響應(yīng)

我國城市生活垃圾的處理方式以填埋為主(58%),生活垃圾的長期堆積產(chǎn)生的大量垃圾滲濾液能攜帶其中含有的重金屬向周邊環(huán)境遷移[1],考慮到垃圾增量大、填埋分解慢及土壤資源緊張等因素,繼傳統(tǒng)的衛(wèi)生填埋后,垃圾焚燒處理量逐年增加,其占比已經(jīng)由2003年的2.49%上升至2018年的39%[2].雖然垃圾焚燒處理能實(shí)現(xiàn)垃圾減量產(chǎn)能,但焚燒殘余物(底灰、飛灰和煙氣)中無法去除的重金屬也能在風(fēng)力作用下擴(kuò)散到周邊土壤. 輸入到環(huán)境中的重金屬無法被降解,經(jīng)年累積下易對生態(tài)環(huán)境和人類健康構(gòu)成潛在風(fēng)險(xiǎn). 此外,由于重金屬進(jìn)入土壤后向下層滲透,可能垂向遷移進(jìn)入地下水,也會對地下水質(zhì)構(gòu)成一定的威脅[3].因此,重金屬污染受到越來越多的關(guān)注,國內(nèi)外研究者開展了不少關(guān)于垃圾處理設(shè)施周邊環(huán)境中重金屬污染分布的研究,已有不少研究證實(shí)垃圾填埋場或垃圾焚燒廠是重要的重金屬排放源,其周邊環(huán)境中重金屬濃度水平高于背景值,出現(xiàn)了富集[4-8].但是,目前多是針對獨(dú)立垃圾填埋場或者獨(dú)立垃圾焚燒廠作為單一污染源進(jìn)行研究,鮮有對包含多種垃圾處理設(shè)施的綜合處理園區(qū)周邊的重金屬污染開展研究.但越來越多的垃圾綜合處理園區(qū)在建設(shè)運(yùn)行,其多樣化的垃圾處理設(shè)施使得重金屬污染物向周邊環(huán)境的傳輸途徑也逐漸多元化,導(dǎo)致周邊環(huán)境中重金屬也呈現(xiàn)復(fù)雜多樣的分布特征.

目前,在國內(nèi)外開展的關(guān)于土壤、地下水重金屬污染空間分布的研究中[4-8,9-13],多是關(guān)注于某一個(gè)局部性區(qū)域如表層土壤或者地下水,事實(shí)上,從表層土壤到地下水是一個(gè)具有密切水力聯(lián)系的完整系統(tǒng).在研究中單獨(dú)對土壤或者地下水進(jìn)行研究的話,就會忽略其中的輸運(yùn)關(guān)系和多種污染傳輸途徑,導(dǎo)致無法全面解釋重金屬在其中的分布特征.重金屬在土壤剖面中的滯留量一般隨著深度的增加而逐漸減少,但由于土壤本身的復(fù)雜性,很多因素導(dǎo)致重金屬在土壤剖面具有復(fù)雜的垂直分布特征,有研究發(fā)現(xiàn)土壤中重金屬的縱向分布會出現(xiàn)先降低后升高或者先升后降的波動變化[14-15],還有研究表明重金屬含量變化隨土壤深度變化不明顯[16],若只集中于土壤表層,不分析重金屬在整個(gè)土壤剖面系統(tǒng)中的遷移路徑無法闡明這些分布特征.也有研究嘗試去建立地表土壤和地下水之間的物質(zhì)傳輸?shù)穆?lián)系,比較多的是在室內(nèi)依托土柱、砂箱淋溶實(shí)驗(yàn),通過所呈現(xiàn)的垂向的淋溶規(guī)律來反映其向下傳輸特征[17-18],但是由于實(shí)驗(yàn)的局限性,它只能模擬非飽和帶一個(gè)很局部性的區(qū)域,并未囊括整個(gè)非飽和帶-飽和帶全剖面,所以它也只能體現(xiàn)重金屬在非飽和帶剖面某一局部性區(qū)域里的向下淋溶特征,并不能真正建立地表到地下水整個(gè)系統(tǒng)的聯(lián)系.因此,有必要基于野外調(diào)查手段,以土壤-地下水系統(tǒng)為研究對象,建立整個(gè)系統(tǒng)內(nèi)部重金屬分布的關(guān)聯(lián)關(guān)系.

作為土壤生態(tài)系統(tǒng)中最活躍的組分,微生物不僅能通過其豐度及多樣性體現(xiàn)土壤肥力條件,還能將土壤中的污染物去除或者轉(zhuǎn)化為毒性較低的物質(zhì).微生物群落結(jié)構(gòu)是評價(jià)土壤質(zhì)量的主要指標(biāo),也常用于衡量金屬污染的程度[19].由于其對重金屬濃度升高的響應(yīng)較動植物更加敏感,土壤微生物群落多樣性、活性和功能會在重金屬脅迫下發(fā)生變化[20-23].因此越來越多的研究針對重金屬污染場地中微生物群落多樣性及結(jié)構(gòu)的響應(yīng)[20-26],對受重金屬污染的土壤質(zhì)量進(jìn)行高效、準(zhǔn)確的診斷,以及時(shí)采取措施防止土壤繼續(xù)惡化具有重要意義.大量研究表明,在長期重金屬負(fù)荷下,土壤中微生物群落多樣性減少且部分關(guān)鍵功能會受到損害[20],其導(dǎo)致敏感物種競爭力減弱而耐受物種數(shù)量增加從而改變微生物群落結(jié)構(gòu)組成[20-26],但隨著賦存時(shí)間增加,微生物能通過相互作用適應(yīng)重金屬污染以保持生態(tài)穩(wěn)定[23,25].但已有的研究多是對表土中重金屬污染及其對相關(guān)微生物群落分布的影響[20-25],或是研究0～100cm淺土層中重金屬含量垂直分布和微生物群落垂直分布情況[26],卻很少有研究同時(shí)關(guān)注于在整個(gè)非飽和帶-飽和帶剖面中重金屬與微生物分布之間的聯(lián)系.

本研究選擇位于山東省青島市的一處垃圾綜合處理園區(qū)作為研究對象,該園區(qū)包含生活垃圾焚燒廠和生活垃圾衛(wèi)生填埋場.對其周邊區(qū)域從地表到含水層的土壤及地下水樣本中的重金屬(Cr、Cu、Ni、Pb、Zn、As、Cd和Hg)含量進(jìn)行測定,綜合解析生活垃圾處理園區(qū)周邊區(qū)域土壤-地下水系統(tǒng)中重金屬的垂向分布特征及其驅(qū)動因素,探析土壤-地下水系統(tǒng)中微生物對重金屬空間分布的響應(yīng)關(guān)系.

1 材料與方法

1.1 采樣點(diǎn)布設(shè)及土壤、地下水樣品采集

為了探析非飽和帶-飽和帶全剖面中重金屬的分布特征,根據(jù)地下水流向,共布設(shè)6個(gè)地下水點(diǎn)位,包括1個(gè)上游點(diǎn)位(J0:土地利用類型為農(nóng)田),5個(gè)下游點(diǎn)(土地利用類型:J1和J2兩個(gè)林地點(diǎn),J3、J4和J5三個(gè)農(nóng)田點(diǎn)).為探析垃圾綜合處理園區(qū)向周邊土壤及地下水傳輸重金屬類污染物的路徑,對其中3個(gè)點(diǎn)位(一個(gè)上游點(diǎn)位J0、一個(gè)鄰近垃圾處理園區(qū)點(diǎn)位J1和一個(gè)垃圾處理園區(qū)下游點(diǎn)位J4)采集非飽和帶剖面樣品,每50cm土壤混合為一份.由于各點(diǎn)位非飽和帶厚度不同,在J0點(diǎn)位取樣深度為0～ 200cm,分為4層土樣;在J1點(diǎn)位取樣深度為0～ 450cm,分為9層土樣;在J4點(diǎn)位取樣深度為0～ 500cm,分為10層土樣;共采集23份土壤樣品.土壤剖面樣品用便攜式取芯鉆機(jī)(SD-1,Christie Engineering,澳大利亞)采集,將每個(gè)點(diǎn)位樣品分為2份,一份用于重金屬、理化性質(zhì)測定,一份用15mL無菌離心管收集于-20℃保存,用于高通量測序.用手提式取水器從該區(qū)域已有的6個(gè)監(jiān)測井中采集了地下水樣品,每個(gè)點(diǎn)位采集2.5L,分為兩份,一份保存在4℃的冰箱,0.45μm的玻璃濾膜過濾后用于重金屬、理化性質(zhì)測試,另一份用0.22μm的無菌濾膜過濾后,將濾膜保存在-20℃冰箱,用于高通量測序.

圖1 采樣點(diǎn)及取樣深度示意

1.2 土壤、地下水樣品測定

將剔除石塊、植物根系及垃圾后的土壤樣品置于室內(nèi)陰涼通風(fēng)處自然風(fēng)干,隨后研磨過100目篩待測.按照國家相關(guān)規(guī)范完成樣品測試.土壤中的Pb、Ni、Cu、Zn和Cr的含量采用X射線熒光光譜儀(HJ 780-2015)[27]測定;Hg和As的含量采用原子熒光光度計(jì)(HJ 680-2013)[28]測定;Cd的含量采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(HJ 803-2016)[29]測定;土壤pH值采用pH計(jì)(NY/T 1121.2-2006)[30]測定,各元素檢出限分別為Cr:5mg/kg、Cu:2mg/kg、Ni:0.7mg/kg、Pb:2mg/kg、Zn:4mg/kg、As:0.2mg/kg、Cd:0.03mg/kg、Hg:0.005mg/kg,測定相對誤差控制在±5%以內(nèi),測定相對偏差控制在±10%以內(nèi).依據(jù)美國土壤質(zhì)地標(biāo)準(zhǔn),采用篩分法(>0.5mm)和激光粒度分析儀(<0.5mm)結(jié)合法測定土壤質(zhì)地.

地下水樣品的測定包括采樣現(xiàn)場測定和室內(nèi)測定兩部分.現(xiàn)場測定指標(biāo)包括地下水埋深、電導(dǎo)率(EC).埋深使用地下水位測量尺測定, EC用多參數(shù)水質(zhì)測定儀進(jìn)行現(xiàn)場測定.室內(nèi)測定重金屬(Pb、Ni、Cu、Zn、Cr、Hg、As、Cd、Fe、Mn)與其他化學(xué)指標(biāo)(陰離子、陽離子)含量,地下水樣品重金屬測定方法同土壤樣品,陽離子(Na+、K+、Ca2+、Mg2+)與陰離子(HCO3-、CO32-、Cl-、SO42-)借助電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(HJ 803-2016)[29]測定.在Illimina Miseq測序平臺進(jìn)行高通量測序獲得微生物群落分布數(shù)據(jù).

1.3 數(shù)據(jù)處理

采用數(shù)據(jù)處理軟件Excel對重金屬進(jìn)行數(shù)據(jù)處理及描述性統(tǒng)計(jì);通過Origin軟件對土壤重金屬水平及垂直分布數(shù)據(jù)進(jìn)行分析并作圖;通過SPSS進(jìn)行相關(guān)性分析和主成分分析;通過Canoco5進(jìn)行基于Bray- Curtis距離算法的主坐標(biāo)(PCoA)分析;OTU聚類和分類注釋在美吉云平臺(https://cloud.majorbio.com/)上進(jìn)行,并借助Origin軟件將微生物數(shù)據(jù)繪制成圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤中重金屬的空間分布特征

表1列出了各點(diǎn)位非飽和帶中重金屬含量統(tǒng)計(jì)結(jié)果,Cr、Cu、Ni、Pb、As、Cd和Hg在各點(diǎn)位中的含量變化范圍分別為:20.48～128.52、7.87～ 30.94、8.05～65.83、20.36～51.43、15.27～92.82、3.65～48.85、0.03～0.21和0.01～0.05mg/kg.對照青島市土壤背景值[31](表1),對于上游點(diǎn)位J0,重金屬Cr、Cu、Ni、Pb、As和Cd的平均值均超過了土壤背景值,在下游點(diǎn)位中,采樣點(diǎn)J1中重金屬Cr、Ni和As以及采樣點(diǎn)J4中重金屬Cr、Cu、Ni和As的平均值也超出了土壤背景值,表明這些金屬在土壤中有一定的積累,而所有點(diǎn)位中Zn和Hg的平均值均低于背景值.各點(diǎn)位的重金屬均未超過我國土壤環(huán)境質(zhì)量《農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618-2018)[32]中的風(fēng)險(xiǎn)篩選值,該區(qū)域土壤中重金屬并未出現(xiàn)超標(biāo)現(xiàn)象,重金屬未達(dá)到污染水平.變異系數(shù)(CV)能反映各點(diǎn)位重金屬含量的平均變異程度,變異系數(shù)越大,表明該點(diǎn)重金屬含量的空間分布越不均勻[33].根據(jù)變異系數(shù)(表1)的劃分等級,各采樣點(diǎn)中Pb都表現(xiàn)為弱變異性(CV￡10%),采樣點(diǎn)J0中Cu也表現(xiàn)為弱變異性,除此之外,其他采樣點(diǎn)中Cr、Cu、Ni、Zn、As、Cd和Hg的重金屬均表現(xiàn)出中等變異性(10%

表1 研究區(qū)域土壤剖面重金屬含量(mg/kg)

表2 非飽和帶垂直剖面中土壤深度及重金屬之間的相關(guān)性

注:**<0.01;*<0.05.

研究區(qū)域非飽和帶垂直剖面中取樣深度與各重金屬之間的相關(guān)性分析結(jié)果(表2)顯示,整個(gè)區(qū)域非飽和帶土壤中各重金屬含量與土壤深度呈負(fù)相關(guān).再根據(jù)各點(diǎn)位非飽和帶重金屬剖面分布特征(圖2)分析各重金屬在各個(gè)點(diǎn)位非飽和帶剖面的垂直分布,垃圾處理園區(qū)下游的2個(gè)點(diǎn)位J1和J4非飽和帶剖面中重金屬的垂向分布規(guī)律一致,其中,在點(diǎn)位J1,Hg的含量隨深度增加逐漸下降,表層土壤重金屬含量最高,而其他的重金屬均表現(xiàn)出先上升后下降的趨勢,Cr、Cu、Ni、Pb、Zn和As的峰值出現(xiàn)在150cm深度,Cd的峰值出現(xiàn)在100cm深度.在點(diǎn)位J4,除Cd和Hg含量在表層土壤有最大值外,其他的重金屬也均表現(xiàn)出先增后降的趨勢,最大值位于200cm深度土壤中.而在上游點(diǎn)位J0中則呈現(xiàn)不一樣的分布規(guī)律,Cu、Zn和Hg最大值位于表層土壤,Cr含量隨著深度增加而增加,其他的重金屬含量隨著深度增加而降低.在各重金屬之間,Zn和Hg與其他重金屬的相關(guān)性不顯著,其他重金屬之間呈現(xiàn)較強(qiáng)的相關(guān)性,說明Cr、Cu、Ni、Pb、As和Cd這幾種重金屬具有相同來源的可能性較大.

分析這3個(gè)點(diǎn)位土壤質(zhì)地?cái)?shù)據(jù)發(fā)現(xiàn),3個(gè)點(diǎn)位均以黏土為主,但相比之下上游點(diǎn)位J0砂土比例更高.從土壤質(zhì)地角度分析,由于濕潤鋒運(yùn)移速度更快,砂土相對于黏土滲透性更高[34],因此理論上,砂土比例更高的上游點(diǎn)位J0應(yīng)更易流失溶質(zhì),不利于重金屬的積累,而實(shí)際則恰恰相反,本研究中重金屬Cr、Cu、Ni、Pb、As和Cd在J0的含量遠(yuǎn)高于另外兩個(gè)下游點(diǎn)位,導(dǎo)致這一現(xiàn)象的原因可能是大氣沉降這一傳輸途徑在該區(qū)域土壤重金屬水平分布中占據(jù)主要地位,王超等[35]及呂占祿等[36]也發(fā)現(xiàn)垃圾焚燒飛灰的擴(kuò)散能將重金屬傳輸一定距離,重金屬并不是在距離越近的點(diǎn)位含量越高,實(shí)地取樣時(shí)J0處居民反映空氣中有刺激性異味也驗(yàn)證了這一點(diǎn).由非飽和帶中土壤含水率的剖面分布(圖2)可以看出,各點(diǎn)位土壤含水率從土壤表層到深層大體上呈現(xiàn)先增后減趨勢,含水率最大值位于100～200cm深度.原因是當(dāng)降水或灌溉發(fā)生后,水分沿著濕潤鋒向下運(yùn)移,土壤中埋深在200cm以內(nèi)的淺層土壤的水分含量會增大,但同時(shí)該區(qū)域農(nóng)田種植的作物以及林地植被根系吸收表層土壤的水分進(jìn)行生長發(fā)育加上土壤水分蒸發(fā)作用使得表層土壤含水量不斷減少,而植物根系吸水作用隨深度增加而減弱以及土壤黏土質(zhì)地持水能力強(qiáng)導(dǎo)致水分難以下滲,因此土壤含水率峰值出現(xiàn)在100～200cm土層.趙景波等[37]也表明土壤剖面中含水量從上至下呈現(xiàn)波動變化趨勢是受水分蒸發(fā)影響減小及植物根系吸收降低的影響所致,中下層土壤含水量略高于上層土壤.由于土壤本身的復(fù)雜性,土壤剖面重金屬呈現(xiàn)復(fù)雜的垂直分布特征,王海江等[15]發(fā)現(xiàn)土壤中重金屬的縱向分布會出現(xiàn)先升后降的波動變化,本研究中點(diǎn)位J1和J4的土壤剖面中多數(shù)重金屬(Cr、Cu、Ni、Pb、Zn和As)的含量也呈現(xiàn)“上下低而中間高”的分布模式,雖然重金屬在以黏土為主的土壤中遷移性較差,但這兩個(gè)點(diǎn)位土壤剖面中上層含水率高于其他土層,說明土壤中水分運(yùn)移到該層,而地表輸入的重金屬溶質(zhì)在對流和彌散作用下也隨著水分的運(yùn)移流失到該層.相比于點(diǎn)位J1和J4(地下水埋深均大于4m),點(diǎn)位J0地下水埋深(1.78m)較淺,重金屬能隨毛細(xì)水上升再次進(jìn)入土壤,導(dǎo)致重金屬在非飽和帶剖面中的分布具有一定波動性,沒有呈現(xiàn)與其他兩個(gè)點(diǎn)位相似的變化趨勢.其中Cr和Zn在點(diǎn)位J0深層土壤中還出現(xiàn)了一定的增加.

2.2 地下水中重金屬的空間分布特征

由于非飽和帶介質(zhì)對重金屬的吸附、攔截作用,以及地下水的稀釋作用,導(dǎo)致除Zn外其他重金屬在不同點(diǎn)位地下水中的含量幾乎無變化,重金屬在地下水中的空間差異也不顯著,表3表明研究區(qū)內(nèi)地下水中大部分重金屬含量處于10-4～10mg/L的數(shù)量級之間,結(jié)合《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB∕T 14848-2017)Ⅲ類水的限值[38]可發(fā)現(xiàn),只有點(diǎn)位J1和J2的地下水中Zn出現(xiàn)超標(biāo),其他點(diǎn)位的重金屬均未超標(biāo).該區(qū)域周圍大多為農(nóng)田或居民區(qū),除垃圾綜合處理園區(qū)外基本無其他大的污染源,而最靠近垃圾處理園區(qū)的兩個(gè)點(diǎn)位J1和J2的地下水中重金屬Zn含量分別為13.60和11.04mg/L,是其他點(diǎn)位的數(shù)百倍且高出標(biāo)準(zhǔn)限值十幾倍,因此可以認(rèn)為垃圾處理園區(qū)是該區(qū)域重金屬Zn的主要污染來源,本研究區(qū)域地下水中其他重金屬的最大濃度值也都出現(xiàn)在J1或J2點(diǎn)位.

表3 研究區(qū)域各點(diǎn)位地下水重金屬含量(mg/L)

圖3 地下水Piper三線圖(a)和主要離子的Schoeller圖(b)

Na+、K+、Ca2+、Mg2+、Cl-、HCO3-、SO42-等離子含量常用來表征水體主要化學(xué)特征[39].其中Na+和Cl-在自然條件下淡水環(huán)境的主要離子中并不占優(yōu)勢,而根據(jù)圖3(a)顯示,本研究區(qū)中J0點(diǎn)位地下水化學(xué)類型為Ca2+×Na+-HCO3-×Cl-×SO42-, J1、J2和J4點(diǎn)位地下水化學(xué)類型為Na+-Cl-,J3點(diǎn)位地下水化學(xué)類型為Na+×Mg2+×Ca2+- Cl-×SO42-,J5點(diǎn)位地下水化學(xué)類型為Na+-Cl-×HCO3-×SO42-,造成差異的原因是該區(qū)域地下水水化學(xué)組分的控制作用不同.受人類活動影響較大的Na+和Cl-離子含量在不同點(diǎn)位地下水中的差異高于其他離子,且Na+和Cl-離子的含量在J1和J2點(diǎn)位水體中明顯高于其他點(diǎn)位(圖3(b)),主要來源于垃圾處理場中存在的蔬菜和水果殘留物分解產(chǎn)物和工業(yè)廢料[40],也說明了垃圾滲濾液從垃圾處理場向下遷移造成的地下水水化學(xué)特征的變化.J1和J2點(diǎn)位地下水中EC值分別為36.1和25.3ms/cm,而其他幾個(gè)點(diǎn)位地下水中EC值均小于6ms/cm,也可能是垃圾處理場產(chǎn)生的高鹽分滲濾液下滲導(dǎo)致最靠近垃圾處理場的點(diǎn)位地下水中離子含量遠(yuǎn)高于其他點(diǎn)位[41],而且地下水含鹽量高也能增加土壤中重金屬的遷移率以及增加重金屬在土壤-地下水系統(tǒng)中水相中的濃度[42-43].

2.3 重金屬在非飽和-飽和帶全剖面分布規(guī)律解析

土壤中重金屬的空間分布很大程度上受土壤質(zhì)地及土壤水分條件的共同影響.重金屬污染物在自然降水和灌溉降水的不斷淋溶作用下沿地表入滲,經(jīng)非飽和帶垂向向下遷移至含水層,重金屬在土壤剖面中的滯留量一般隨著深度的增加而逐漸減少,由于以黏土為主的土壤具有較強(qiáng)的保水作用,土壤中重金屬隨淋濾水下滲到100～200cm土層后向下繼續(xù)遷移的動力減弱,導(dǎo)致中上層土壤中重金屬的積累量比上層土壤有一定程度的增加,土壤中重金屬的含量呈現(xiàn)先增后減的垂向分布,焦藝博[44]通過室內(nèi)淋溶實(shí)驗(yàn)也發(fā)現(xiàn)了降水增加會導(dǎo)致重金屬積累量的最大點(diǎn)明顯向下遷移. J1點(diǎn)位的150cm土層和J4的200cm土層的大部分重金屬含量高于其他土層,而且重金屬含量變化由增變降,故而將J1點(diǎn)位的150cm土層和J4點(diǎn)位的200cm土層視作轉(zhuǎn)折層,表明在長期降水作用下,重金屬元素隨水體淋濾作用向該層遷移.

垃圾處理園區(qū)向周邊地下水輸入重金屬的可能路徑有兩種:1)先水平傳輸污染周邊土壤再通過下滲污染周邊地下水; 2)通過垃圾處理園區(qū)本身的垃圾滲濾液污染原位地下水然后通過側(cè)向滲透沿地下水流向周邊傳輸.而本文中垃圾處理園區(qū)的鄰近點(diǎn)位J1土壤重金屬Zn未超標(biāo)且主要富集在中上層,而相應(yīng)的鄰近點(diǎn)位J1和J2地下水中重金屬Zn的含量卻出現(xiàn)峰值甚至超出地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn), 說明該垃圾填埋園區(qū)向周邊地下水輸入重金屬的主要路徑是第二種,即垃圾填埋園區(qū)中含重金屬的滲濾液垂直下滲,沿地下流場向周邊點(diǎn)位J1和J2地下水遷移.非飽和帶剖面中重金屬的遷移行為與土壤介質(zhì)的攔截吸附作用、水體的淋濾作用以及微生物的轉(zhuǎn)化作用等一系列復(fù)雜的物理、化學(xué)及生物過程息息相關(guān),雖然有水體的淋濾作用作為重金屬向下遷移的推動力,土壤介質(zhì)對重金屬的吸附、攔截作用卻能減少很大一部分的重金屬進(jìn)入地下水,降低了地下水的重金屬污染水平,本研究區(qū)域土壤質(zhì)地主要為滲透性較小的弱堿性黏土,重金屬本身也是易被非飽和帶介質(zhì)吸附的物質(zhì),在通透性差的堿性土壤中重金屬向下淋失遷移的量較少,土壤中重金屬的含量分布一般呈現(xiàn)上層高、底層低的現(xiàn)象[45-48],且在地下水的流動稀釋作用下導(dǎo)致地下水中除Zn外其他重金屬含量極低.

2.4 微生物種群特征對非飽和帶-飽和帶中重金屬分布的響應(yīng)

2.4.1 非飽和帶土壤中微生物種群特征對重金屬分布的響應(yīng) 土壤微生物對重金屬濃度升高的響應(yīng)較動植物更加敏感,微生物學(xué)指標(biāo)判讀重金屬對土壤質(zhì)量的影響具有許多優(yōu)勢[49],當(dāng)前的微生物指標(biāo)基本上包括微生物的豐度、多樣性、活性和功能等.由圖4可知,由于下游點(diǎn)位(J1和J4)采樣深度遠(yuǎn)高于上游點(diǎn)位(J0),各點(diǎn)位非飽和帶剖面中OTU數(shù)量大小分別為J0(5316個(gè))、J1(6538個(gè))和J4(10971個(gè)).根據(jù)不同深度土壤中微生物α多樣性分析發(fā)現(xiàn),各點(diǎn)位的coverage指數(shù)為0.9973～0.9995,表明土壤樣本測序結(jié)果能代表樣本的真實(shí)情況.許多研究表明,重金屬污染會降低微生物的生物量和多樣性[20,24].然而,在某些情況下, 微生物生物量和多樣性與重金屬呈正相關(guān)[25]或者未顯示出一定的相關(guān)性[19].最常見的解釋是,由于部分微生物能通過相應(yīng)的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白和離子通道的金屬輸出,或通過氧化還原反應(yīng)的還原,可以實(shí)現(xiàn)微生物對重金屬的耐受能力.因此只有高濃度的重金屬才能顯著減少環(huán)境中微生物的生物量,而低濃度的重金屬則一定程度上可以增加微生物的生物量并刺激微生物的生長[50].本研究J1和J4點(diǎn)位非飽和帶剖面中OTU數(shù)量、shannon指數(shù)、ace指數(shù)和chao指數(shù)隨土壤深度變化的趨勢一致,與前面分析的重金屬垂直分布峰值出現(xiàn)的土層一致,也呈現(xiàn)相似的先增后降的趨勢,而simpson指數(shù)則呈現(xiàn)相反趨勢.ace指數(shù)和chao指數(shù)越大,表明群落豐富度越高;而shannon指數(shù)越大、simpson指數(shù)越小表明群落物種多樣性越高.體現(xiàn)了土壤中微生物對長期重金屬污染的適應(yīng)性.

圖4 研究區(qū)域土壤-地下水中微生物群落α多樣性指數(shù)

圖5(a)列出了3個(gè)采樣點(diǎn)土壤中微生物群落結(jié)構(gòu)在門分類水平上占主導(dǎo)地位的8個(gè)菌門: Proteobacteria、Actinobacteria、Acidobacteria、Chloroflexi、Gemmatimonadete、Bacteroidetes、Firmicutes和Rokubacteria,在各點(diǎn)位的相對豐度之和均達(dá)85%以上.其中,Proteobacteria、Chloroflexi、Actinobacteria和Acidobacteria在所有點(diǎn)位土壤中屬于優(yōu)勢菌門,其相對豐度之和在60%～83%之間.不少研究表明Proteobacteria和Actinobacteria菌門微生物在受重金屬污染的土壤中屬于優(yōu)勢菌門,且其自身代謝作用能一定程度上抵抗重金屬污染[51-52].因其能通過光合異養(yǎng)、光能自養(yǎng)和化能自養(yǎng)等多種營養(yǎng)途徑進(jìn)行生殖,Chloroflexi菌群能較好的適應(yīng)重金屬污染環(huán)境[53-54],在不同深度土壤的相對豐度波動不大,與蔣永榮等[55]的研究結(jié)果一致.此外, Acidobacteria也可耐受一定程度的重金屬污染. 不同濃度重金屬賦存的土壤中微生物群落的差異在很大程度上取決于物種的替代,敏感物種被耐受性更強(qiáng)的物種所替代,從而在一定程度上造成了群落豐富度的差異[56].本研究各采樣點(diǎn)不同深度土壤的群落結(jié)構(gòu)在垂直分布上存在一定差異,比如,點(diǎn)位J1的深層土壤中優(yōu)勢菌門由Proteobacteria變成了Chloroflexi; Proteobacteria在點(diǎn)位J0和J1淺層及中層土壤中豐度高于深層土壤,而在點(diǎn)位J4中豐度呈現(xiàn)不一樣的分布特征,其在400cm以下的土壤中占主導(dǎo)地位,深層土壤的豐度遠(yuǎn)高于淺層土壤.土壤中微生物群落的垂向分布差異并不完全與土壤剖面中重金屬的垂向分布一致,還受土壤質(zhì)地、pH值、含水率及有機(jī)質(zhì)含量等的影響[19].

2.4.2 地下水中微生物種群特征對重金屬分布的響應(yīng) 與相應(yīng)土壤樣本相比,6個(gè)采樣點(diǎn)地下水中微生物群落結(jié)構(gòu)在門分類水平上的8個(gè)優(yōu)勢菌門為Proteobacteria、Actinobacteria、Acidobacteria、Chloroflexi、Gemmatimonadetes、Bacteroidetes、Firmicutes和Rokubacteria,在各點(diǎn)位的相對豐度之和均達(dá)90%以上(見圖5(b)).根據(jù)地下水中微生物α多樣性分析發(fā)現(xiàn),各點(diǎn)位的coverage指數(shù)在0.9973～0.9993之間,表明地下水樣本測序結(jié)果代表了其中微生物的真實(shí)情況.結(jié)合各點(diǎn)位的shannon、ace、chao和simpson指數(shù),由于缺乏光照與易被生物利用的有機(jī)物,地下水中微生物群落數(shù)量及多樣性比土壤中少,6個(gè)點(diǎn)位中J0～J2的群落數(shù)量及多樣性要遠(yuǎn)小于J3～J5,其中Proteobacteria和Bacteroidetes兩者的豐度就已經(jīng)占據(jù)了90%以上, 受垃圾場處理場產(chǎn)生的滲濾液影響,園區(qū)鄰近點(diǎn)位J1和J2與其他點(diǎn)位地下水中微生物群落結(jié)構(gòu)存在明顯的差異.

2.4.3 非飽和帶-飽和帶微生物群落結(jié)構(gòu)組成及其受重金屬影響的差異 為探討微生物群落結(jié)構(gòu)在不同深度土壤及地下水中的差異,在OTU水平上對點(diǎn)位J0、J1和J4不同深度土層以及點(diǎn)位J0～J5地下水樣品進(jìn)行了基于Bray-Curtis距離算法的主坐標(biāo)(PCoA)分析,通過相似性分析(ANOSIM)進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)(<0.01).PCoA分析通過降維的方法將樣本之間的相互位置關(guān)系表現(xiàn)在平面上.樣本之間的距離越大,表示樣本的細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的差異越大;距離越小,表示樣本間群落結(jié)構(gòu)相似度越高. PCoA圖中(圖6(a)),與土壤樣本相比,各地下水樣本位置之間距離較大,相應(yīng)微生物群落結(jié)構(gòu)差異也更大,其中J1和J2點(diǎn)位與其他點(diǎn)位地下水樣本差異最大可能是由于受鄰近垃圾處理園區(qū)垃圾滲濾液下滲的影響,其地下水中重金屬含量及水化學(xué)組分等環(huán)境條件差異較大所致;而各點(diǎn)位土壤中環(huán)境組分差異較小從而導(dǎo)致其群落結(jié)構(gòu)相似度較高.而土壤和地下水之間的微生物群落結(jié)構(gòu)存在顯著差異,土壤和地下水中不同物質(zhì)的分布差異對微生物群落分布差異有一定影響[20].已通過上述的PCoA分析判斷出不同深度土壤及地下水之間具有顯著性差異,再借助LEfSe多級物種差異分析進(jìn)一步確定組間具有顯著差異的關(guān)鍵微生物物種.采用線性回歸(LDA)分析來估算每個(gè)物種豐度對差異效果影響的大小, LDA越大,差異貢獻(xiàn)度越大,圖6(c)展示了不同深度土壤及地下水中差異貢獻(xiàn)度較大(LDA>4)的物種.同時(shí)結(jié)合物種進(jìn)化分支圖(圖6(b))展示差異物種及其進(jìn)化關(guān)系,從內(nèi)圈到外圈依次為門、綱、目、科和屬的分類水平,各圈上的圓點(diǎn)表示在各分類水平上的物種,不同的顏色表示在各組間中具有顯著差異的物種,黃色圓點(diǎn)表示在各組均無顯著差異的物種,不同分類學(xué)水平的物種間連線代表著物種的進(jìn)化關(guān)系.分析結(jié)果表示,0～20cm表層土壤中的差異指示物種有11個(gè)(2個(gè)門,3個(gè)綱,2個(gè)目,2個(gè)科和2個(gè)屬);100～120cm土層中的差異指示物種有7個(gè)(1個(gè)綱,2個(gè)目,2個(gè)科和2個(gè)屬);200～220cm土層中的差異指示物種有9個(gè)(1個(gè)門,2個(gè)綱,2個(gè)目,2個(gè)科和2個(gè)屬);地下水中的差異指示物種有3個(gè)(2個(gè)目和1個(gè)科).以上物種的名稱分類見圖6(b),研究區(qū)域不同深度土壤及地下水之間群落結(jié)構(gòu)組成的差異主要由這些差異指示物種體現(xiàn).

基于Pearson相關(guān)性的熱圖直觀地顯示了不同深度土壤及地下水中微生物群落與重金屬元素的相關(guān)關(guān)系(圖7).由圖7(a)可見,土壤中菌群Acidobacteria、Actinobacteria及Pockubacteria與重金屬(Zn、As、Cr和Cu)呈顯著正相關(guān)(<0.05),其中Acidobacteria與除Ni外的重金屬均具有顯著的正相關(guān)關(guān)系(<0.05),說明這些重金屬含量增加有利于該菌群的生長,這與其具有一定程度重金屬污染耐受性有關(guān),也說明了土壤中微生物群落具有較強(qiáng)的環(huán)境適應(yīng)能力[56].而其他門類菌群與重金屬之間幾乎不存在顯著相關(guān)性或者呈一定的負(fù)相關(guān)性,土壤中大部分微生物群落受重金屬影響較小的原因,除了各點(diǎn)位土壤中環(huán)境組分差異較小,還有除重金屬外其他土壤環(huán)境要素的作用.圖7(b)顯示地下水中只有Zn、Ni、As和Hg對樣本中微生物群落有相互作用,重金屬Zn、Ni對除Proteobacteria和Bacteroidetes外的菌群具有顯著負(fù)相關(guān)作用(< 0.05),這與前面地下水中微生物群落結(jié)構(gòu)所呈現(xiàn)的一致,重金屬Zn、Ni含量高的J1和J2點(diǎn)位地下水基本被菌群Proteobacteria和Actinobacteria占據(jù),而其他菌群豐度相對其他點(diǎn)位明顯下降.說明了該區(qū)域地下水中微生物群落受到垃圾處理園區(qū)垃圾滲濾液中重金屬Zn、Ni的影響.

圖6 微生物群落結(jié)構(gòu)在不同深度土壤及地下水中的差異度及其差異物種

圖7 土壤和地下水中微生物群落(門水平)與重金屬元素之間的相關(guān)性熱圖

**<0.01;*<0.05

3 結(jié)論

通過采集垃圾處理園區(qū)上、下游代表性點(diǎn)位土壤和地下水樣品,分析計(jì)算重金屬、其他理化指標(biāo)和微生物指標(biāo),探究重金屬在全剖面跨介質(zhì)的分布特征及微生物學(xué)響應(yīng).研究發(fā)現(xiàn),重金屬在土壤中有一定的積累,但未超出國家土壤環(huán)境質(zhì)量《農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618-2018)中的風(fēng)險(xiǎn)篩選值.重金屬Cr、Cu、Ni、Pb、As和Cd均呈現(xiàn)在上游點(diǎn)位J0的含量遠(yuǎn)高于另外兩個(gè)鄰近的下游點(diǎn)位的現(xiàn)象.該區(qū)域重金屬在非飽和帶剖面中存在明顯的縱向遷移現(xiàn)象,表現(xiàn)出先增后降的趨勢,主要富集于150～200cm深度土壤中.該生活垃圾綜合處理園區(qū)周邊土壤重金屬Zn主要富集在中上層,而相應(yīng)地下水卻出現(xiàn)超標(biāo).重金屬含量高的點(diǎn)位地下水中微生物群落多樣性降低,而土壤中大部分微生物群落受重金屬影響較小.土壤和地下水之間的微生物群落結(jié)構(gòu)存在顯著差異,土壤中物種豐度及多樣性明顯高于地下水.

[1] Anikwe M A N & Nwobodo K C A. Long term effect of municipal waste disposal on soil properties and productivity of sites used for urban agriculture in Abakaliki, Nigeria [J]. Bioresource Technology, 2002,83(3):241-250.

[2] Wang P, Hu Y, Cheng H. Municipal solid waste (MSW) incineration fly ash as an important source of heavy metal pollution in China [J]. Environmental Pollution, 2019,252:461-475.

[3] 覃邦余.重金屬污染物在土壤環(huán)境系統(tǒng)中運(yùn)移的建模與仿真[D]. 桂林:廣西師范大學(xué), 2009.

Qin B Y. The simulation of heavy metal contamination transport in soil environmental system [D]. Guilin: Guangxi Normal University, 2009.

[4] Oluyemi E A, Feuyit G, Oyekunle J A O, et al. Seasonal variations in heavy metal concentrations in soil and some selected crops at a landfill in Nigeria [J]. African Journal of Environmental Science and Technology, 2008,2(5):89-96.

[5] Akoto O, Nimako C, Asante J, et al. Spatial distribution, exposure, and health risk assessment of bioavailable forms of heavy metals in surface soils from abandoned landfill sites in Kumasi, Ghana [J]. Human and Ecological Risk Assessment: An International Journal, 2019,25(7): 1870-1885.

[6] 夏立江,溫小樂.生活垃圾堆填區(qū)周邊土壤的性狀變化及其污染狀況[J]. 土壤與環(huán)境, 2001,10(1):17-19.

Xia L J, Wen X L. The quality variation of the soil nearby municipal waste landfill and its contamination situation [J]. Soil and Environmental Sciences, 2001,10(1):17-19.

[7] Tian H, Gao J, Lu L, et al. Temporal trends and spatial variation characteristics of hazardous air pollutant emission inventory from municipal solid waste incineration in China [J]. Environmental Science & Technology, 2012,46(18):10364-10371.

[8] Ma W, Tai L, Qiao Z, et al. Contamination source apportionment and health risk assessment of heavy metals in soil around municipal solid waste incinerator: a case study in North China [J]. Science of the Total Environment, 2018,631:348-357.

[9] Vongdala N, Tran H D, Xuan T D, et al. Heavy metal accumulation in water, soil, and plants of municipal solid waste landfill in Vientiane, Laos [J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2019,16(1):1-13.

[10] Aderemi A O, Oriaku A V, Adewumi G A, et al. Assessment of groundwater contamination by leachate near a municipal solid waste landfill [J]. African Journal of Environmental Science and Technology, 2011,5(11):933-940.

[11] Akinbile C O & Yusoff M. Assessment of groundwater quality near a municipal landfill in Akure, Nigeria [J]. International Proceedings of Chemical, Biological and Environmental Engineering, 2011,6:83-87.

[12] Mor S, Ravindra K, Dahiya R P, et al. Leachate characterization and assessment of groundwater pollution near municipal solid waste landfill site [J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2006, 118(1-3):435-456.

[13] 李亞靜,黃 庭,謝哲宇,等.非正規(guī)垃圾填埋場土壤和地下水重金屬污染特征與評價(jià)[J]. 地球與環(huán)境, 2019,47(3):361-369.

Li Y J, Huang T, Xie Z Y, et al. Characteristics and assessment of heavy metal pollution in soil and groundwater of informal landfills [J]. Earth and Environment, 2019,47(3):361-369.

[14] 南忠仁,李吉均.干旱區(qū)耕作土壤中重金屬鎘鉛鎳剖面分布及行為研究―以白銀市區(qū)灰鈣土為例[J]. 干旱區(qū)研究, 2000,17(4):39-45.

Nan Z R, Li J J. Study on the distribution and behavior of selected metals (Cd, Ni, Pb) in cultivated soil profile in arid zone (take Baiyin Region as an example) [J]. Arid Zone Research, 2000,17(4):39-45.

[15] 王海江,董天宇,朱永琪,等.瑪納斯河流域長期連作棉田土壤重金屬剖面分布特征分析 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2017,36(11):2216-2225.

Wang H J, Dong T Y, Zhu Y Q, et al. Profile distribution of heavy metals in soil from long-term continuous cropping cotton field in Manas River Basin [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(11):2216-2225.

[16] Zhang X, Zha T, Guo X, et al. Spatial distribution of metal pollution of soils of Chinese provincial capital cities [J]. Science of the Total Environment, 2018,643:1502-1513.

[17] 吳眾然,劉桂建,錢家忠,等.Pb在飽水帶-包氣帶的垂向遷移試驗(yàn)研究 [J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2019,42(9):36-41.

Wu Z R, Liu G J, Qian J Z, et al. Experimental study on the vertical migration of Pb from the saturated zone to unsaturated zone [J]. Environmental Science & Technology, 2019,42(9):36-41.

[18] 呂 達(dá),魏 勇,劉桂建.重金屬在土壤-地下水交互系統(tǒng)中的遷移特征 [J]. 吉林大學(xué)學(xué)報(bào)(理學(xué)版), 2019,57(6):1544-1548.

Lv D, Wei Y, Liu G J. Migration characteristics of heavy metals in interaction system of soil- groundwater [J].Journal of Jilin University (Science Edition), 2019,57(6):1544-1548.

[19] Zhong S, Chen Q, Hu J, et al. Vertical distribution of microbial communities and their response to metal (loid) s along the vadose zone–aquifer sediments [J]. Journal of Applied Microbiology, 2020.

[20] Singh B K, Quince C, Macdonald C A, et al. Loss of microbial diversity in soils is coincident with reductions in some specialized functions [J]. Environmental Microbiology, 2014,16(8):2408-2420.

[21] Sheik C S, Mitchell T W, Rizvi F Z, et al. Exposure of soil microbial communities to chromium and arsenic alters their diversity and structure [J]. PLOS ONE, 2012,7(6).

[22] Cavani L, Manici L M, Caputo F, et al. Ecological restoration of a copper polluted vineyard: long-term impact of farmland abandonment on soil bio-chemical properties and microbial communities [J]. Journal of Environmental Management, 2016,182:37-47.

[23] Li X, Meng D, Li J, et al. Response of soil microbial communities and microbial interactions to long-term heavy metal contamination [J]. Environmental Pollution, 2017,231:908-917.

[24] Desai C, Parikh R Y, Vaishnav T, et al. Tracking the influence of long-term chromium pollution on soil bacterial community structures by comparative analyses of 16S rRNA gene phylotypes [J]. Research in Microbiology, 2009,160(1):1-9.

[25] Xiao X Y, Wang M W, Zhu H W, et al. Response of soil microbial activities and microbial community structure to vanadium stress [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2017,142:200-206.

[26] Shu Z L, Bi Z, Ming J, et al. A comprehensive survey on the horizontal and vertical distribution of heavy metals and microorganisms in soils of a Pb/Zn smelter [J]. Journal of Hazardous Materials, 2020,400.

[27] HJ 780-2015 土壤和沉積物無機(jī)元素的測定波長色散X射線熒光光譜法[S].

HJ 780-2015 Soil and sediment-Determination of inorganic element- Wavelength dispersive X-ray fluorescence spectrometry [S].

[28] HJ 680-2013 土壤和沉積物汞、砷、硒、鉍、銻的測定微波消解/原子熒光法[S].

HJ 680-2013 Soil and sedimen — Determination of mercury, arsenic, selenium, bismuth, antimony — Microwave dissolution/Atomic Fluorescence Spectrometry [S].

[29] HJ 803-2016 土壤和沉積物12種金屬元素的測定王水提取-電感耦合等離子體質(zhì)譜法[S].

HJ 803-2016 Soil and sediment-Determination of aqua regia extracts of 12 metal elements-Inductively coupled plasma mass spectrometry [S].

[30] NY/T 1121.2-2006 土壤檢測第2部分:土壤pH的測定[S].

NY/T 1121.2-2006 Soil Testing Part 2: Method for determination of soil pH [S].

[31] 張春榮.青島市區(qū)土壤重金屬生態(tài)地球化學(xué)特征研究[D]. 青島:山東科技大學(xué), 2011.

ZHANG C R. Research of the ecological geochemistry characteristics of heavy metals in the soil of Qingdao urban area [D]. Qingdao: Shandong University of Science and Technology, 2011.

[32] GB 15618—2018 土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行) [S].

GB 15618—2018 Soil environmental quality risk control standard for soil contamination of agricultural land [S].

[33] 郭彥海,高國龍,王 慶,等.典型平原地區(qū)生活垃圾焚燒廠周邊土壤重金屬賦存形態(tài)分布特征及生物有效性評價(jià)[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2019,32(9):1613-1620.

Guo Y H, Gao G L, Wang 1, et al. Heavy metal speciation distribution and bioavailability assessment in soils surrounding a municipal solid waste incineration plant in the typical plain area in China [J]. Research of Environmental Sciences, 2019,32(9):1613-1620.

[34] 李夢剛.覆土模式對煤矸石填埋土壤水分動態(tài)及聚合草生長的影響 [D]. 銀川:寧夏大學(xué), 2020.

Li M G. Effect of soil covering model on soil moisture dynamics and growth ofL. in gangue landfill [D]. Yinchuan: Ningxia University, 2020.

[35] 王 超,陳 彤,王 奇,等.氣象條件對點(diǎn)源排放二噁英模擬的影響規(guī)律研究 [J]. 環(huán)境污染與防治, 2017,39(1):82-87.

Wang C, Chen T, Wang Q, et al. Study of the influence of meteorological condition to modeling the transformation of dioxin emitted by point source [J].Environmental Pollution & Control, 2017,39(1):82-87.

[36] 呂占祿,張金良,陸少游,等.某區(qū)生活垃圾焚燒發(fā)電廠周邊及廠區(qū)內(nèi)土壤中重金屬元素的污染特征及評價(jià) [J]. 環(huán)境科學(xué), 2019,40(5): 2483-2492.

Lv Z L, Zhang J L, Lu S Y, et al. Pollution characteristics and evaluation of heavy metal pollution in surface soil around a municipal solid waste incineration power plant [J]. Environmental Science, 2019,40(5):2483-2492.

[37] 趙景波,孫貴貞,顧 靜,等.陜西省靖邊縣不同土層含水量與干層差異研究 [J]. 水土保持通報(bào), 2007,(5):1-5.

Zhao J B, Sun G Z, Gu J, et al. Research on water content and dried soil layer in Jingbian County of Shanxi Province [J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2007,(5):1-5.

[38] GB14848-2017 地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[S].

GB14848-2017 Standard for groundwater quality [S].

[39] 華 琨,李 洲,李 志.黃土區(qū)長武塬地下水水化學(xué)特征及控制因素分析[J]. 環(huán)境化學(xué), 2020,39(8):2065-2073.

Hua K, Li Z, Li Z. The hydrochemical characteristics and controlling factors of groundwater in the Changwu loess tableland [J]. Environmental Chemistry, 2020,39(8):2065-2073.

[40] Negi P, Mor S, Ravindra K. Impact of landfill leachate on the groundwater quality in three cities of North India and health risk assessment [J]. Environment, Development and Sustainability, 2020, 22(2):1455-1474.

[41] Naveen B P, Mahapatra D M, Sitharam T G, et al. Physico-chemical and biological characterization of urban municipal landfill leachate [J]. Environmental Pollution, 2017,220:1-12.

[42] Acosta J A, Jansen B, Kalbitz K, et al. Salinity increases mobility of heavy metals in soils [J]. Chemosphere, 2011,85(8):1318-1324.

[43] Basahi J M, Masoud M H, Rajmohan N. Effect of flash flood on trace metal pollution in the groundwater-Wadi Baysh Basin, western Saudi Arabia [J]. Journal of African Earth Sciences, 2018,147:338-351.

[44] 焦藝博.重金屬Cd、Pb在土壤中縱向遷移的數(shù)值模擬 [D]. 開封:河南大學(xué), 2018.

Jiao Y B. Numerical simulation of vertical transport of heavy metal Cd、Pb in soil [D]. Kaifeng: Henan University, 2018.

[45] Oyedele D J, Gasu M B, Awotoye O O. Changes in soil properties and plant uptake of heavy metals on selected municipal solid waste dump sites in Ile-Ife, Nigeria [J]. African Journal of Environmental Science and Technology, 2008,2(5):107-115.

[46] Alam R, Ahmed Z, Howladar M F. Evaluation of heavy metal contamination in water, soil and plant around the open landfill site Mogla Bazar in Sylhet, Bangladesh [J]. Groundwater for Sustainable Development, 2020,10:100311.

[47] 李沅蔚,鄒艷梅,王傳遠(yuǎn).黃河三角洲油田區(qū)土壤重金屬的垂直分布規(guī)律及其影響因素[J]. 環(huán)境化學(xué), 2019,38(11):2583-2593.

Li Y W, Zou Y M, Wang C Y. Vertical distribution and influencing factors of heavy metals in oilfield soil in the Yellow River Delta [J]. Environmental Chemistry, 2019,38(11):2583-2593.

[48] 張煒華,于瑞蓮,楊玉杰,等.廈門某旱地土壤垂直剖面中重金屬遷移規(guī)律及來源解析[J]. 環(huán)境科學(xué), 2019,40(8):3764-3773.

Zhang W H, Yu R L, Yang Y J, et al. Migration and source analysis of heavy metals in vertical soil profiles of the drylands of Xiamen City [J]. Environmental Science, 2019,40(8):3764-3773.

[49] Zhang W, Chen L, Zhang R, et al. High throughput sequencing analysis of the joint effects of BDE209-Pb on soil bacterial community structure [J]. Journal of Hazardous Materials, 2016,301: 1-7.

[50] Chen Y, Jiang Y, Huang H, et al. Long-term and high-concentration heavy-metal contamination strongly influences the microbiome and functional genes in Yellow River sediments [J]. Science of the Total Environment, 2018,637:1400-1412.

[51] Bier R L, Voss K A, Bernhardt E S. Bacterial community responses to a gradient of alkaline mountaintop mine drainage in Central Appalachian streams [J]. The ISME Journal, 2015,9(6):1378-1390.

[52] Kamika I, Momba M N B. Synergistic effects of vanadium and nickel on heavy metal-tolerant microbial species in wastewater systems [J]. Desalination & Water Treatment, 2013,51(40):7431-7446.

[53] Nuria F, Reyes S A, Field J A, et al. Microbial community dynamics in a chemolithotrophic denitrification reactor inoculated with methanogenic granular sludge [J]. Chemosphere, 2008,70(3):462-474.

[54] 劉晉仙,李 毳,景炬輝,等.中條山十八河銅尾礦庫微生物群落組成與環(huán)境適應(yīng)性 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2017,38(1):318-326.

Liu J X, Li X, Jing J H, et al. Composition and Environmental Adaptation of Microbial Community in Shibahe Copper Tailing in Zhongtiao Mountain in Shanxi [J]. Environmental Science, 2017, 38(1):318-326.

[55] 蔣永榮,梁 英,張學(xué)洪,等.鉛鋅礦區(qū)不同程度尾礦砂重金屬污染土壤的縱向微生物群落結(jié)構(gòu)分析 [J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2019,28(10): 2079-2088.

Jiang Y R, Liang Y, Zhang X H, et al. Vertical microbial community structure of heavy metal contaminated soils from mine tailings of different degrees in lead-zinc mining areas [J].Ecology and Environmental Sciences, 2019,28(10):2079-2088.

[56] Tipayno S C, Truu J, Samaddar S, et al. The bacterial community structure and functional profile in the heavy metal contaminated paddy soils, surrounding a nonferrous smelter in South Korea [J]. Ecology and Evolution, 2018,8(12):6157-6168.

Spatial distribution characteristics of heavy metals in the soil-groundwater system around an integrated waste management facility.

ZHU Shui1, SHEN Ze-Liang1, WANG Yuan1, WU Hao-Ran1, XIN Jia1*

(1.College of Environmental Science and Engineering, Ocean University of China, Qingdao 266100, China；2.The Key Laboratory of Marine Environment and Ecology, Ministry of Education, Ocean University of China, Qingdao 266100, China；3.Shandong Provincial Key Laboratory of Marine Environment and Geological Engineering (MEGE), Qingdao 266100, China)., 2021,41(9)：4320～4332

The concentrations of heavy metals (Cr, Cu, Ni, Pb, Zn, As, Cd, and Hg) in the soil-groundwater system around an integrated waste management facility were determined. The results showed that an obvious vertical migration of heavy metals was observed with the highest concentration levels found at the depth of 150～200cm, which was attributed to the convection and diffusion of soil water and the adsorption and interception of the soil media. In spite of clues for heavy metals accumulation in the soil, the concentrations of heavy metals were lower than the critical limit of national soil quality standard. In soil samples, the contents of heavy metals at the upstream site were higher than those of the other two closer downstream sites, which was mainly caused by atmospheric deposition. In groundwater samples, the values of Zn and Ni adjacent to the integrated waste management facility were significantly higher that those at other further sites and the content of Zn even exceeded the groundwater quality standard, which was contributed by the infiltration of landfill leachate. Through high-throughput sequencing analysis, significant differences were found between soil and groundwater samples (<0.01) in terms of microbial community structure: there was no significant correlation between most microbial communities in the soil and heavy metals, while the microbial community in groundwater was closely related with the enrichment of heavy metals Zn and Ni. These results would be helpful to assess and manage the environmental risks of the soil-groundwater system adjacent to the integrated waste management facility.

spatial distribution of heavy metal；landfill treatment；waste incineration treatment；the soil-groundwater system；microbial response

X523,X53

A

1000-6923(2021)09-4320-13

朱 水(1997-),女,湖南衡陽人,中國海洋大學(xué)碩士研究生,主要從事土壤及地下水重金屬污染研究.發(fā)表論文1篇.

2021-02-15

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41701619)

* 責(zé)任作者, 副教授, xinj15@ouc.edu.cn