1 引言(Introduction)

随着城市化进程的不断加快, 建筑行业蓬勃发展, 大量建筑工程产生的渣土、弃料及其他废弃物等施工垃圾、拆迁垃圾分布在人们的居住地周围(孙强, 2017).由于建筑垃圾长期露天放置, 受到风力的影响, 会使一些建筑粉尘漂浮于大气中, 对周围环境造成一定程度的污染, 对空气质量产生影响, 因此建筑垃圾污染问题逐渐得到社会关注(王世镇, 2015).大气降尘是指空气中依靠重力自然沉降的固体颗粒物, 其粒径多大于10 μm, 被作为工业粉尘及建筑扬尘大气污染的重要监测指标(于瑞莲等, 2009；任雅琪等, 2020).研究表明, 大气降尘颗粒物易通过呼吸道进入人体, 引起人的呼吸系统疾病, 致使肺功能改变, 对人体健康有一定影响, 是造成城市污染的主要因子(谢昱姝, 2006；祁贵明, 2013；郭玉明, 2018).水溶性离子作为降尘的关键组分, 占颗粒物质量的30%~60%(李少洛, 2019), 被认为是引起雾霾的主要成分, 对大气气溶胶酸碱度以及云凝结核的形成产生影响(Fridlind et al., 2000；张伟等, 2017).

近年来, 有学者对大气降尘及其组分进行了研究, 如蔡阳阳等(2011)通过对北京城区大气干沉降中水溶性无机离子进行观测分析, 得出SO₄^2-和Ca²⁺是含量最高的阴离子、阳离子组分；苏挺(2017)对矿业城市攀枝花地区进行采样, 得出降尘样品水溶性组分呈偏酸性, 其中SO₄^2-贡献率最大；倪刘建等(2007)收集南京市6个典型功能区的降尘并进行来源分析, 得出工业区降尘量明显高于其他地区, 来自北方的降尘对南京地区影响较大.目前, 学者对降尘中水溶性离子浓度及来源分析多集中于城区及固定功能区, 但对建筑垃圾堆场大气降尘污染的研究甚少, 由于不同来源的大气降尘其水溶性离子的化学组分有较大差异, 因此本文以两个典型建筑垃圾堆场为研究对象, 探讨大气降尘中水溶性离子的组分及来源, 并对研究区水溶性离子污染特征进行分析, 研究有助于了解大气污染的程度, 对改善大气环境质量具有重要意义.

建筑垃圾是指建筑物建造、整修、拆除过程中产生的渣土、弃料及其他废弃物等的统称(李敏等, 2013).中国正经历大规模城市化、工业化过程, 建筑垃圾产量逐渐增多, 约占垃圾总量的30%~40%, 已成为城市垃圾的重要组成部分(魏英烁等, 2019).根据相关报道, 在2006—2018年, 我国建筑业房屋施工面积呈指数型增长, 可预测建筑垃圾总量必然会持续增加, 建筑垃圾生成潜力巨大(陶长洁等, 2019).2014年《我国建筑垃圾资源化产业发展报告(2014年度)》指出, 我国年建筑垃圾产生量超过15亿吨；2017年《 < 中华人民共和国固体废弃物污染环境防治法>实施情况的报告》指出, 我国建筑垃圾年产量约为18亿吨.我国拥有巨大的建筑垃圾产出量, 但由于我国对建筑垃圾资源回收利用起步较晚, 较欧盟国家等资源化水平较低, 造成了一定程度的资源浪费(陶长洁等, 2019).目前, 建筑垃圾处理的主要方式为在消纳场进行填埋及堆放, 这种方式不仅侵占了土地资源, 空气质量也受到了影响(Villoria Saez et al., 2013), 例如某些建筑垃圾中含有硫酸根离子, 在一定温度、湿度条件下发生化学反应释放硫化氢气体；废弃纸板、木材在一定条件下释放挥发性有机酸等有害气体, 对空气造成污染, 同时在风力作用下, 建筑垃圾堆场产生的粉尘也会漂浮于大气中, 对人们的健康及出行产生影响.2020年10月北京市政府正式实施《北京市建筑垃圾处置管理规定》, 对建筑垃圾堆放、运输、消纳等活动进行规定及监督管理, 加强对建筑垃圾管控, 从而保护及改善生态环境.在此条件下, 探究建筑垃圾对大气环境的影响具有重要意义.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区背景

选择北京市海淀区、通州区两个典型建筑垃圾堆放场作为研究对象, 海淀区堆放场为城中村拆迁垃圾长期堆放, 通州区为工业建筑垃圾长期堆放, 两地均包含渣土、碎石块、废弃金属等(图 1).其中, 海淀区建筑垃圾堆放场为拆迁后原地堆放, 堆放场规模为13.45万m², 范围较大.除原地堆放外, 很多拆迁垃圾还采用了异地集中堆放的方式等待进行消纳处理, 垃圾多来源于周围村落及工厂等, 其堆放体积庞大, 对周边环境影响较为严重.通州区建筑垃圾异地集中堆放场面积为7.9万m².

2.2 样品采集

降尘采用干法进行收集, 即在降尘缸中不添加化学试剂, 降尘靠重力沉降在容器内(钱广强等, 2004).采样装置按照国家标准《环境空气降尘的测定重量法》(GB/T 15265-1994), 使用直径15 cm、高度30 cm的光滑圆筒形玻璃材质降尘缸, 置于距离地面2~3 m的电线杆或树干上, 采样结束后用塑料薄膜对降尘缸进行密封处理, 防止运输过程中其他尘土的干扰(王丽丽等, 2020).采样时间为2019年8—10月, 时长为90 d.采样点以建筑垃圾堆为中心, 采用同心圆布点法, 呈放射式布设于垃圾中心周围, 在拆迁原地堆放处共设置16个监测点, 在异地集中堆放处共设置19个监测点, 堆放场地形平坦, 四周无高大建筑物, 且无其他污染源影响.受自然条件及人为破坏的影响, 在采集时间内收回拆迁原地堆放降尘样品14个, 异地集中堆放降尘样品13个, 收集回的样品经离子色谱仪测定分析后, 将结果导入SPSS软件中进行异常值检验, 剔除异常值, 使得数据服从标准正态分布, 最终得到拆迁原地堆放有效降尘样品11个(图 2a), 异地集中堆放有效降尘样品11个(图 2b).

2.3 仪器与分析

水溶性离子的测定按照中华人民共和国国家环境保护标准《环境空气颗粒物中水溶性阳离子(Li⁺、Na⁺、NH₄⁺、K⁺、Ca²⁺、Mg²⁺) 测定离子色谱法》(HJ 800—2016)和《环境空气颗粒物中水溶性阴离子(F^-、Cl^-、Br^-、NO₂^-、NO₃^-、PO₄^3-、SO₃^2-、SO₄^2-)的测定离子色谱法》(HJ 799—2016)进行.收集回的降尘缸样品需挑除树叶、昆虫等异物, 用蒸馏水对缸壁进行反复冲洗, 将浊液倒入蒸发皿中蒸发至干, 再将蒸发皿放入烘箱中调至105 ℃进行烘干处理, 用十万分之一电子天平取降尘样品0.100 g转入聚酯(PET)瓶, 在超声波清洗器内超声提取后, 加去离子水定容至100 mL, 制成滤液(刘章现等, 2011；王丽丽等, 2020).水溶性离子的测定采用瑞士万通离子色谱仪(型号850professional IC), 利用0.22 μm针头过滤器对待测滤液过滤, 按采样标号依次注入仪器中, 分别对滤液中的8种水溶性离子(Na⁺、K⁺、Ca²⁺、Mg²⁺、NH₄⁺、Cl^-、NO₃^-、SO₄^2-)进行分析, 得到各水溶性离子的质量浓度.

3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 水溶性离子组分与浓度

根据降尘样品中水溶性离子浓度分析结果, 绘制建筑垃圾拆迁原地堆放以及异地集中堆放过程, 降尘样品中Na⁺、K⁺、Ca²⁺、Mg²⁺、NH₄⁺、Cl^-、NO₃^-、SO₄^2-分别占阳离子总浓度、阴离子总浓度的比例图(图 3)以及两个堆放场地不同水溶性离子平均浓度柱状图(图 4).

由图 3、图 4可以看出, 降尘样品中Ca²⁺是最主要的阳离子, 在两个建筑垃圾堆放场地中均占阳离子浓度总和的50%以上；其次是K⁺, 在拆迁原地堆放场及异地集中堆放场分别占阳离子浓度总和的25.54%、35.93%；含量最少的阳离子组分是NH₄⁺, 在原地及异地堆放场中分别占阳离子浓度总和的1.75%、0.75%, 不足2%.SO₄^2-是浓度最高的阴离子, 在两个堆放场地中分别占阴离子浓度总和的55.81%、41.48%, 约占阴离子总浓度的一半；其次是Cl^-, 占阴离子浓度总和的30%~40%；含量最少的阴离子组分为NO₃^-, 在拆迁原地堆放地和异地集中堆放地占比有所差异, 分别为5.70%、22.22%.作为典型地壳元素, Ca²⁺通常是建筑尘、土壤尘的示踪物(Lestari et al., 2013；苗红研等, 2016; 程佳惠等, 2014)、Mg²⁺多来自土壤风沙尘(徐宏辉等, 2007；Li et al., 2013).K⁺是生物质、植物燃烧的标志元素(徐宏辉等, 2007；Lestari et al., 2013；Li et al., 2013), 两地降尘样品中K⁺浓度均较高, 推测可能是因为采样时间为秋季, 样品在一定程度上受枯叶影响, 同时采样点周围村落的生产活动也可能有一定影响.Na⁺、Cl^-可来自于海盐(狄一安等, 2013), 由于采样地点距离海洋较远, 故排除海洋源的影响, Cl^-在人为源中是燃料燃烧的元素, 自然源中可来源于土壤, Na⁺在自然界主要来源于沙尘(高韩钰, 2018).二次离子中NH₄⁺主要来自人为源, 如农业、机动车污染等(Sun et al., 2014；高韩钰, 2018)；SO₄^2-、NO₃^-为燃煤、工业生产、机动车尾气等过程产生的SO₂、NO_x等气体转化而成, 它们更易与颗粒物反应而存在, 最终与颗粒物沉降下来(蔡阳阳等, 2011).相关研究表明, SO₄^2-、NO₃^-多来自二次污染源, NO₃^-是汽车尾气的指标, SO₄^2-是燃煤的指标(Wang et al., 2016), 当大气颗粒物中NO₃^-与SO₄^2-的质量浓度比大于1时则其以移动排放源污染为主, 小于1则以固定排放源污染为主(景元书等, 2006；李彩霞等, 2007).本文通过分析计算两个垃圾堆放场地中NO₃^-和SO₄^2-的比值分别为0.13、0.65, 远小于1, 与北京市奥运村地区1.45(刀谞等, 2015), 北京城区1.9(李欢等, 2020)相比, 比值较低, 说明建筑垃圾场附近大气降尘中水溶性离子污染是以固定排放源污染为主, 同时有研究对建筑垃圾渗滤液进行长期取样分析, 表明SO₄^2-是建筑垃圾的特征污染成分(王罗春等, 2007), 考虑到采样时间横跨夏、秋季, 此时无燃煤排放的影响, 因此可认为降尘污染主要来自建筑垃圾场这种固定污染源.

通过对比建筑垃圾拆迁原地堆放与异地集中堆放水溶性离子平均浓度图(图 4)可看出, 拆迁原地堆放离子浓度排列顺序为：Ca²⁺>K⁺>SO₄^2->Cl^->Mg²⁺>Na⁺>NO₃^->NH₄⁺, 异地集中堆放离子浓度排列顺序为：Ca²⁺>K⁺>SO₄^2->Cl^->NO₃^->Na⁺>Mg²⁺>NH₄⁺.总体上来看, 拆迁原地堆放场地离子浓度总体上较异地集中堆放浓度高, 大气受污染程度大.阳离子中Ca²⁺在两个垃圾堆放场地浓度均较高, 原地堆放场Ca²⁺浓度高于集中堆放Ca²⁺浓度、Mg²⁺浓度也明显高于集中堆放Mg²⁺离子浓度, 这说明采样点周围受到土壤尘、局部扬尘等的影响.原地堆放场Na⁺、NH₄⁺浓度也高于集中堆放Na⁺、NH₄⁺浓度, K⁺浓度则在集中堆放场地高于原地堆放.阴离子中拆迁原地堆放场地SO₄^2-和Cl^-浓度略高于异地集中堆放SO₄^2-、Cl^-浓度, 而NO₃^-在异地集中堆放处浓度高于拆迁原地堆放NO₃^-浓度, 推测认为是集中堆放处局部受到人为污染的影响.综合分析其原因, 很可能是建筑垃圾拆迁原地堆放场垃圾堆放较分散, 原地拆迁后就地堆放, 未被集中堆放至一处, 在风力作用下扬尘量较大, 扩散能力强, 故而产生了较大的土壤尘；而异地集中堆放场作为垃圾堆体, 在风力作用下扩散面积较小, 扬尘量较小, 因此原地堆放场地离子浓度较集中堆放浓度高.

3.2 阴阳离子平衡分析

相关研究表明, 可用阴离子和阳离子的摩尔数值判断降尘样品的酸碱性, 即用阴离子电荷当量AE(Anionic Equivalent)与阳离子电荷当量CE(Cation Equivalent)的比值来确定酸碱性(周盼等, 2018；李欢等, 2020).样品中Mg²⁺、Ca²⁺、K⁺、NH₄⁺、Na⁺等阳离子多会使样品呈碱性, SO₄^2-、NO₃^-、Cl^-等阴离子多则会使样品呈酸性, 当AE/CE>1时, 样品呈酸性, AE/CE < 1时, 呈碱性.阴阳离子平衡公式(苏挺, 2017；刘程等, 2019)见式(1)~(2).

(1)

(2)

建筑垃圾拆迁原地堆放与异地集中堆放场AE/CE的值分别为0.44、0.17, 均小于1, 这表明这两个建筑垃圾堆放场地降尘样品中阳离子较多, 降尘样品呈碱性, 由于受建筑尘等影响样品中Ca²⁺、Mg²⁺含量较多, 与受建筑尘影响的样品结果相符合, 这也可能是由于未检测F^-、NO₂^-等阴离子, 使得阴离子相对亏损导致的.

3.3 水溶性离子空间分布特征

空间插值利用已有的点集数据建立插值函数, 将采样点集范围内的空间坐标代入函数, 求得目标范围内任意点属性值的一种方法, 它能将离散点的实测数据转换为连续的曲面数据(李海涛等, 2019；任雅琪等, 2020).本文应用Arcgis软件中样条函数插值(Spline)方法, 将实测的水溶性离子浓度数据进行样条函数插值, 得出不同水溶性离子空间分布图(图 5、图 7).

由图 5可知, 建筑垃圾堆放中心周围Ca²⁺浓度最高, 最大值达到23.9 mg · g^-1, 出现在垃圾堆放中心的西南部, 东北部距中心300 m处离子浓度也较高；SO₄^2-浓度最大值为10.0 mg · g^-1, 分布在距离堆放中心150 m的西南部, 垃圾堆放中心浓度较高, 其他区域较低；Na⁺、Cl^-空间变化比较相似, 离子浓度最大值均分布在垃圾堆放中心的东部, 分别为4.6、7.8 mg · g^-1；NO₃^-浓度最大值为1.5 mg · g^-1, 出现在堆放中心的东南部, 西部局部点浓度也较高；Mg²⁺浓度最大值为3.8 mg · g^-1, 出现在距离堆放中心300 m的西北部区域, 西南部有小部分区域离子浓度也较高；NH₄⁺的最大值为1.6 mg · g^-1, 出现在堆放中心的东南部, 其他区域浓度均较低；K⁺的最大值为13.6 mg · g^-1, 出现在堆放中心的西北部.结合采样期间日均两次的地面风速、风向数据(数据来源于国家气象信息中心)制作风频图(图 6a), 发现该地夏、秋季节主导风向为西南风, 次主导风向为东北风, 8种水溶性离子中Ca²⁺、SO₄^2-、Na⁺、Cl^-空间分布与风向扩散趋势大致相同.

由图 7可看出, 异地集中堆放场中Ca²⁺、SO₄^2-、Mg²⁺ 3种水溶性离子空间变化趋势相似, 浓度最大值分别为16.6、9.0、0.4 mg · g^-1, 高值区域出现在堆场中心的南部、西北部区域；Cl^-、K⁺空间分布大致相同, 浓度最大值分别为15.3、19.4 mg · g^-1, 高值区域出现在堆场西北部, 低值区域分布于堆场东北部, 结合异地集中堆放场地采样期间风频图(图 6b), 此时研究区主导风向为南风, 同时受东南风的影响也较大, Ca²⁺、SO₄^2-、K⁺、Cl^-、Mg²⁺这5种离子空间分布与次主导风向较为相符.Na⁺浓度最大值为2.3 mg · g^-1, 高值区域出现在堆场西部；NO₃^-浓度最大值23.3 mg · g^-1, 出现在距离堆场中心100~400 m的东北部区域；NH₄⁺最大值为0.3 mg · g^-1, 出现在堆场东南部.

综合对比两个垃圾堆放场地水溶性离子空间分布图可看出, 虽然8种离子空间分布情况有所差异, 但建筑垃圾主要离子Ca²⁺、SO₄^2-空间变化趋势具有一致性, 受到主导风向及次主导风向的影响, 拆迁原地堆放各离子浓度高值区多分布在堆放中心的200 m范围内, 堆放中心东北部、西南部区域离子浓度较大.而异地集中堆放场地各离子浓度高值区有分布在距堆场中心200 m范围内, 也有离子浓度高值区分布较远, 出现在距堆放中心200~400 m范围内, 堆场西部、西北部受影响较大, 在一定程度上也受主导风向及次主导风向影响.

3.4 水溶性离子空间变化趋势

以采样点到垃圾堆放中心200、400 m的距离为界限, 探讨各离子平均浓度与距离的关系.由图 8可看出, 拆迁原地堆放场地SO₄^2-、Na⁺、NH₄⁺、Ca²⁺、Mg²⁺在200 m范围之内离子浓度最高, 其次在400~600 m范围内, 浓度最低则出现在200~400 m的范围内；NO₃^-、Cl^-、K⁺在200~400 m之间离子浓度最高, 其中NO₃^-在小于200 m范围内浓度最低, Cl^-、K⁺在400~600 m范围内最低.异地集中堆放场地中SO₄^2-、NO₃^-在200 m范围内离子浓度最高, 其次是200~400 m之间, 离子浓度最低的则出现在400~600 m的范围内；Cl^-、Mg²⁺、Ca²⁺、K⁺浓度最高值也出现在200 m范围内, 其次为400~600 m, 浓度最低在200~400 m间；与其他离子不同的是, Na⁺、NH₄⁺浓度在距离堆放中心200~400 m间最高, 其次为200 m范围内, 浓度最低则在400~600 m间.

综合分析两图可得出, 不同水溶性离子浓度与距堆放中心距离具有明显的关系, 建筑垃圾典型离子Ca²⁺、SO₄^2-、Mg²⁺在两个建筑垃圾堆放场中距堆放中心200 m范围之内离子平均浓度最大, 平均浓度高于距堆放中心较远处各监测点的平均离子浓度, 总的来说, 距离堆放地越近的采样点的离子平均浓度高于距离较远采样点的离子平均浓度.两个研究区降尘中水溶性离子浓度在不同的距离范围之内有不同的数值, 这可能与两个场地气象因素及地形中树木遮挡有关.

4 结论(Conclusions)

1) 建筑垃圾拆迁原地堆放场地与异地集中堆放场地大气降尘样品中各水溶性离子浓度不同, 但8种离子浓度变化趋势大致相同, 表现为在两个堆放场地, 阳离子中Ca²⁺是主导离子, 占阴离子总浓度的50%以上, 其次是K⁺, 占阳离子总浓度的25%~40%, 含量最少的阳离子组分是NH₄⁺, 占阳离子总浓度的2%以下；阴离子中SO₄^2-是主导离子, 占阴离子总浓度的40%~60%, 其次是Cl^-, 占阴离子总浓度的30%~40%, 含量最少的阴离子组分是NO₃^-, 占阴离子总浓度的5%~25%.建筑垃圾拆迁原地堆放场地Ca²⁺、Mg²⁺、SO₄^2-、Cl^-、Na⁺、NH₄⁺平均浓度高于异地集中堆放场地对应各离子浓度.

2) 由建筑垃圾场地阴阳离子电荷平衡分析结果可知, 建筑垃圾拆迁原地堆放与异地集中堆放降尘样品总体上呈碱性.

3) 建筑垃圾拆迁原地堆放Ca²⁺、SO₄^2-、Na⁺、Cl^-受该地风向影响较大, 空间分布情况与风向扩散趋势大致相同.异地集中堆放场地各离子浓度高值区域分布较拆迁原地堆放更远一些, Ca²⁺、K⁺、SO₄^2-、Cl^-、Mg²⁺这5种离子空间分布与次主导风向较为相符.

4) 拆迁原地堆放场和异地集中堆放场各水溶性离子平均浓度与距建筑垃圾堆放地距离有一定的关系, 总的来说, 距离堆放中心越近的采样点位离子浓度高于距离较远的采样点位离子浓度.