垃圾填埋場污染土的電性與磁性響應研究

郭高山,李永濤,張 巖,龍昌東 （中國地質大學地球物理與空間信息學院,湖北 武漢 430074）

垃圾填埋場污染土的電性與磁性響應研究

郭高山,李永濤*,張 巖,龍昌東 （中國地質大學地球物理與空間信息學院,湖北 武漢 430074）

以武漢市二妃山垃圾填埋場為研究對象,運用污染土的電性、磁學以及地球化學等分析手段,借助多元統計方法,研究土壤剖面電性、磁學參數與元素含量之間的關系,探討土壤電阻率法和環境磁學方法在城鎮垃圾填埋場污染土快速監測中應用的可行性.研究表明,電磁法測深技術可獲得污染土壤地層的垂向電阻率分布情況,污染后的地層電阻率呈現階梯變化,具有明顯分層現象.說明了電阻率法在污染區域劃分具有一定的可能性.根據電阻率垂向特征,對剖面進行了環境磁學和重金屬分析的樣品采集和測定分析,發現土壤的磁學參數與電阻率、重金屬含量具有良好的一致性.污染后土壤具有電阻率減小,磁化率增大,重金屬含量升高等特點,證明了電阻率和磁化率都能較好反映出土壤的污染程度.污染土典型樣品的熱磁曲線表明,污染后的土壤比未受污染的土壤含有更多的鐵磁性礦物.由此表明利用土壤電性和磁性對污染程度的指示作用都具有良好的響應,可替代繁瑣的重金屬檢測.

垃圾填埋場；電阻率法和環境磁學；重金屬分析；環境污染

目前,填埋處理是垃圾處理的主要方式,而填埋方式極易產生二次污染,如大氣污染,土壤污染,水體污染等問題［1］.因此,如何方便、快速、可靠的圈定污染區的范圍、確定污染的程度,成為一個重要課題.

傳統的環境監測依賴于精確完善的化學分析技術（如AAS, ICP_MS等）［2］,但不足之處在于成本高、耗時多、工作量大,這就促使科學界要發展快速、經濟的掃描技術,同時結合已有的標準化學方法對整個污染監測策略進行優化［3］.近年來,利用土壤電性、磁學性質進行重金屬污染調查是國際上正在興起的一種有效手段.其中電阻率法具有檢測周期短、原位無損、檢測范圍廣等特點,已經被許多學者所研究［4-6］,磁性監測簡便、快速、靈敏度高、不易損壞樣品、為城市地表污染研究提供了一項實用有效的方法,因此磁學方法在土壤污染研究中的應用正成為目前環境磁學的一個研究熱點［7］.但現有的成果大多集中在對污染物空間分布及來源等特征分析［8-10］,對污染物的污染程度評價方面的研究較薄弱［11］.

本文利用電學與磁學檢測方法開展垃圾填埋場污染土壤的研究,分析其檢測方法的適用性.通過污染土電阻率剖面測深反演的電性差異與污染物樣品磁性異常的對比和相互關系,分析研究地球物理檢測技術在污染土環境評價與治理中的應用,彌補前人方法單一,缺乏系統研究的問題.通過研究各方法在評價污染強度、污染物元素種類、污染物遷移路徑及范圍等的響應程度,提出最佳合理的地球物理檢測方法技術,解決目前該領域電阻率和環境磁學方法對污染土地球物理異常的機理和響應的對比研究的問題.

1　研究方法

1.1研究區概況

二妃山垃圾填埋處理場位于湖北省武漢市東南部,地理位置為 30°28′42″N～ 30°29′01″N, 114°27′22″E～ 114°28′48″E.占地面積23.41萬m2,其中填埋庫區占地面積 14.78ha2,平均可供填埋高度40m,庫容量320萬m3,設計填埋年限12年（圖 1）.場地為低山丘陵地貌,三面環山,其中北側地勢較高［12］.

垃圾填埋場于2003年9月投入運行,設計處理垃圾 800t/d,后因省奧體中心建成和東湖高新科技開發區建設需要,于 2009年 3月提前關閉使用,2012年4月曾因非法處理垃圾滲濾液等環境問題責令限期整改,目前處于后期修復階段.由于該填埋區域地處郊外,沒有大型工廠和建筑物的影響,且有污染區和原生區的土壤進行對比,因此該垃圾填埋場是開展電、磁檢測實驗的最佳選擇對象.

二妃山的地質構造為一倒轉的向斜,倒轉一翼外側為泥盆系石英砂巖,三疊系頁巖夾煤層,石炭系灰巖受構造控制,呈東西向條帶狀分布,向內為石炭系灰巖、二疊系硅質巖（圖2）.該垃圾場地內主要為覆蓋型巖溶區,含水層呈東西向帶狀分布,主要為補給來源為大氣降水和地表水.由于構造的影響,在灰巖與硅質巖的接觸部位,灰巖溶蝕嚴重,巖溶發育,形成了地下水的主要徑流通道.地層上層為堆積土、淤泥、粘土和碎石粘土；下層為灰巖、硅質巖及頁巖［13］.

圖1　武漢市二妃山垃圾填埋場平面布置示意Fig.4　Position of waste landfill site at Erfeishan in Wuhan

圖2　武漢市二妃山垃圾填埋場南北向地質構造示意Fig.4　Sketch of north-south longitudinal section of waste landfill site at Erfeishan in Wuhan

1.2實驗方法

垃圾填埋場污染土壤的電阻率（ρ）數據采集在 2014年 5月天氣晴朗情況下進行,現場布置（50×80）m2測網,共布置了 9條測線,測線間距為10m.測量儀器為美國 GEOPHEX公司生產的GEM-2寬帶多頻電磁檢測儀,該儀器具有以下特性：工作在330Hz至96kHz的頻率范圍內,可發送包含多個頻率的任意波形,并可根據需要設置不同的探測頻率,得到不同深度的電導率參數.該儀器探測深度與其它物探方法相比要淺,一般為幾m至數十m,但分辨率卻要高得多,有時可達到cm級,另外探測深度主要受地表電阻率和發射脈沖頻率等因素的制約.本次研究根據已有的資料和現場踏勘情況,設置發射頻率分別為 475、1625、5475、18575、63025Hz,由此得到此5個探測頻率下工區內電導率參數.

根據污染土電阻率測量結果,選取典型電阻率剖面進行等間隔的磁學樣品采集,共采集磁學樣品18個.采樣時用塑料小鏟取其中央未受干擾的原始沉積物,分別置入可密封的聚乙烯塑料袋中,用于室內磁性參數測試.樣品磁參數測試在中國地質大學（武漢）地球物理與空間信息學院巖石磁學實驗室完成.在實驗室測試前樣品需要置于自然風狀態下風干，經過粉碎研磨后過 1mm篩，再裝入底面直徑為2.5cm,高為2.2cm的圓柱體無磁塑盒中進行磁性測量.質量磁化率（χ）的測定使用捷克產的KLY-3S型卡帕橋和1‰電子天平測量.代表性樣品的熱磁曲線（κ-T曲線）則使用捷克生產的具有CS3溫控系統的KLY-3S卡帕橋,實驗過程中溫度從室溫升至 700,℃然后冷卻至室溫,磁化率測量間隔為 2,℃升、降溫速率分別為 5,10/min.℃為避免樣品在高溫狀態下發生氧化反應,加熱過程在氬氣中進行［14］.

此外,選取典型樣品在中國地質大學（武漢）材料與化學學院材料與化學分析實驗中心進行重金屬含量分析.重金屬分析使用美國 PerkinElmer公司生產的電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS）.

2　結果及討論

2.1污染土電阻率特征

土體的電阻率主要取決于土體中的孔隙水的導電特性及含水量,而與土體單位重量關系不大,因此,電解質溶液和有機質含量將是土體電阻率值的決定因素. 二妃山垃圾場的地質構造為一倒轉的向斜,向斜內側分布的巖性為石炭系灰巖、二疊系硅質巖（圖 2）,該巖性電阻率較高,一般為60～10000 Ω?m.相對垃圾場所處的地下地質結構,可以將該研究工區的地層看著為地層相對單一,具有相同的顆粒大小、含水量、孔隙比、類型和孔隙特征的地層.為此,土壤污染異常程度取決于滲濾液離子濃度的大小.離子濃度愈大,地下水的導電性愈強,電阻率就愈低,所以通過電阻率的不同可以對污染土和非污染土加以區分.另外在酸性滲濾液溶液的侵蝕下,土壤中的礦物結晶,增加固體溶解物含量和土壤孔隙度,之后由于地下水的升降作用,大量的固體物和可溶性顆粒進入水中,在潛水面附近形成一個透鏡狀或層狀異常體,隨離子濃度、鹽類、固體溶解物的增加,對電磁波反射增強,為電磁探測提供了物理基礎［15］.

電阻率剖面數據是在 5種不同發射頻率下采集的地層電導率數據,保存在PC平臺上,經過Win-GEM2反演處理,得到工區內每條剖面上不同深度的電阻率數值.使用 surfer軟件得到每條測量剖面的電阻率等值線斷面圖.

由圖3可以看出,工區地層斷面電阻率值變化呈現一致性,地層電阻率數值由上往下基本呈現遞減的趨勢,異常區（污染區）大致吻合,最大值為34.90Ω?m,最小值在 3.01Ω?m 左右,平均值在13.90Ω?m左右（表1）.其中在剖面Y軸為40.0～50.0m 處,電阻率量值達20.00Ω?m以上,呈現高電阻的狀態.由現場勘查和和填埋場資料顯示,此處為邊界原生土壤部分.位于剖面0～40.0m范圍內,深度在0～1.0m 時,電阻率的量值為 17.00～22.00Ω?m,電阻率相較于原生的土壤略低,現場開挖顯示為上覆人工原生土壤.在 1.0～10.0m 的地層電阻率量值均小于14.00Ω?m,則可以判定為污染土壤區域.可以將16.00Ω?m 作為垃圾滲濾污染的分界線［16-19］,大于16.00Ω?m等值線為污染臨界區,小于16.00Ω?m為污染區域.由于垃圾的成分極為復雜,故出現小面積的地層電阻率略高.以上特征表明,位于剖面下部污染土電阻率比邊界原生土壤和上覆土壤明顯低,電阻率異常分帶線明確,且異常梯度變化不大.

上述電阻率剖面異常的分布特征反映了地下電性變化規律,同時也反映了不同程度的污染狀況,可大致能夠圈定出污染區域的范圍.為了進一步通過地層電阻率對垃圾填埋場地下水污染程度進行評價,根據國外垃圾滲漏液的測試、實測資料處理的經驗,結合二妃山工區的實際地質背景,參考污染區劃分方法,可將該工區地下污染狀況劃分為4個帶,即嚴重污染帶、輕度污染帶、污染臨界帶和未被污染帶［16-19］（表2）.

圖3　工區電阻率剖面切片圖Fig.4　Slice map of resistivity image

表1　污染土剖面電阻率統計（Ω?m）Table 1　Statistic of resistivity for polluted soil of cross-section（Ω?m）

為進一步了解等深度的電阻率變化特征,選取了深度在1, 4, 7, 10m處的平面電阻率等值線圖.由圖4可知,深度在1m時,土壤為表層覆蓋土,污染程度處于未被污染與輕度污染之間,其中臨界區域與輕度污染區域占據了大部分的面積,說明此處的土壤正在受到垃圾滲濾液的不斷滲透.深度為4m的等值線與深度為7m的等值線相比,污染區域擴大,向原土層有明顯的入侵.埋深的7m等值線與埋深10m的等值線相比,重度污染區域擴大,同時向原土層擴散.從垂向方法的對比過程中發現,垃圾滲濾液已經向原生土壤中擴散.從不同埋深的電阻率統計結果也可以很明顯的得到（表3）,在垂向方向上電阻率逐漸減小.

表2　地層電阻率污染程度劃分Table 1　Contaminated area divided according to resistivity

圖4　不同深度的電阻率異常與垃圾滲漏污染分度帶Fig.4　Resistivity anomalies at different depths and garbage seepage pollution indexing

表3　垂向電阻率異常統計Table 1　Different resistivity depth statistics

2.2污染土磁性特征

2.2.1污染土磁性礦物的濃度特征 質量磁化率（χ）能夠反映土壤中鐵磁性礦物（主要為磁鐵礦、磁赤鐵礦）的含量［7］,可以作為磁性礦物濃度的粗略估量［14］.χ越大鐵磁性礦物的含量越高.由于垃圾場的填埋垃圾來源廣泛,成分復雜,集中填埋使得污染區重金屬離子富集.部分鐵磁性重金屬含量的升高,使得土壤的χ發生明顯變化,因此,可以用χ對污染土和原生土壤做出區分.

圖5　典型污染剖面磁化率特征Fig.4　Diagram of the magnetic susceptibility for typical pollution section

圖5為位于電阻率e剖面Y軸為45m處的χ隨深度的變化情況.可以看出,磁化率呈現低—高—低的變化趨勢.自上而下大致分為3層,分別在深度為1.0m和2.1m左右存在2個磁性拐點.第①層磁化率較低,χ為99.4～293.9×10-7m3/kg,平均159.7×10-7m3/kg.第②層磁化率達到最大值,χ為342.8～979.6×10-7m3/kg,平均 598.3×10-7m3/kg.第③層磁化率明顯降低,χ為321.3～328.3× 10-7m3/kg,平均324.6×10-7m3/kg.以上不同層次的χ對比可以發現,第①層土壤χ明顯小于第②層,說明污染土的磁化率比原生土壤具有明顯的升高；第③層土壤χ大于第①層,說明下覆原生土壤與上覆土壤相比,在一定程度上受到污染.表明磁化率作為一種環境磁學參數,一定程度上可以較好的反映出污染的程度.

2.2.2污染土磁性礦物的礦物學特征 不同的磁性礦物在加熱和冷卻過程中，其磁化率會隨溫度的變化會呈現不同的特征，能夠用來識別樣品中賦存的磁性礦物類型［20-23］.選取典型的樣品,得到樣品的熱磁曲線.由樣品的熱磁曲線（κ-T）可有效判別磁性礦物在加熱過程中的轉變規律,并有助于識別磁性礦物的種類［24-26］.圖 6為深度在0.3m（上覆土壤）、1.5m（污染土壤）和2.0m（底部原生土壤）處樣品的熱磁曲線.

由圖6可以看到,在不同深度的熱磁曲線表現出相似的特征.在 100℃左右時,磁化率緩慢升高.在500℃左右的位置,出現一個峰值,隨后又迅速下降.該樣品從 100℃左右開始緩慢升高的磁化率可能起因于磁黃鐵礦的λ轉換,即反鐵磁性的磁黃鐵礦（Fe9S10）受熱分解形成亞鐵磁性的磁黃鐵礦（Fe7S8）［25-27］.也可能是黏土礦物分解為新的亞鐵磁性礦物所致［28］.樣品加熱至 580～600℃附近下降為零,表明土壤中的主要磁性載體為磁鐵礦［25］.600℃的居里點可能是由于樣品中的磁鐵礦不純或者具有晶格缺陷或發生離子 與加熱曲線相比,冷卻曲線均明顯位于加熱曲線的上方,說明在加熱過程有新的強磁性礦物生成.一般認為這種強磁性礦物是由含鐵的硅酸鹽、黏土礦物分解或鐵的氫氧化物脫水等物理化學作用生成［29-30］.

此外,3個不同深度樣品的κ-T曲線還可以看出,深度0.3m處樣品的磁化率遠小于深度1.5m處樣品,說明污染土中的鐵磁性礦物明顯大于上覆土壤；深度0.3m處的樣品與深度2.0m處的樣品相比,加熱過程中在 500℃之前,兩者具有相同的變化趨勢.但在之后深度2.0m處的樣品具有明顯的峰值,同時在冷卻的過程中深度2.0m處的樣品磁化率則是深度0.5m處樣品的2倍,深度2.0m處的樣品表明在加熱過程中有強磁性的物質產生,表明了3個不同深度的樣品在磁性礦物濃度以及熱磁特征都有所不同.

圖6　典型樣品的熱磁曲線Fig.4　κ-T curve of typical specimen

2.3污染土的重金屬含量

垃圾在填埋過程中由于發酵和雨水的淋雨、沖刷以及地表水和地下水的浸泡,不斷產生滲濾液.滲濾液的成分復雜,含有大量的有機質,致病微生物和多種重金屬,其濃度與填埋垃圾的類型、組分和時間等密切相關［31］.填埋早期因為有機物含量高,腐解過程中產生大量電子,使填埋場的氧化還原電位下降,還原能力增強,垃圾中的大量氧化性金屬可以被快速還原,產生游離態的金屬離子,擴散到滲透液中,金屬離子含量升高,因此重金屬含量可以有效的判定污染程度［32］.

表4　典型樣品的重金屬含量分析（μg/g）Table 1　Data of heavy metal content of typical specimen （μg/g）

因此,在對污染土樣品進行磁學分析的同時,選取典型土壤樣品作重金屬（Ti、Fe、Cu、Zn、Pb、Mn、Co、Ni）含量的分析.從表4中可以看出,各類重金屬元素含量都普遍高于背景值［33］.其中Ti、Fe這2種元素的含量是背景值的1000多倍,表明了在該垃圾填埋場中富集含 Ti和 Fe的物質,主要為燃煤廢棄物,化工,涂料、玻璃和建材等物質［21］.從垂向上來看,埋深 0.3m的樣品重金屬含量較低,此為上覆土壤,但其中Ti和Fe的含量依然嚴重超標.埋深1.5m的樣品重金屬含量最高,此處為垃圾填埋中心區域,在其中除 Ti和Fe的含量嚴重超標,Mn的含量也很高,表明在垃圾中含有過量的Mn元素,主要為燃煤,化肥和農藥殘留等［21］.埋深 2.2m處為垃圾場邊界原生土壤,此處的土壤部分元素甚至高于在埋深1.5m處的土壤,說明在雨水沖刷,地下水的作用下,污染土的滲濾液向原生擴散的現象嚴重,產生重金屬離子的富集,對周圍土壤有嚴重的危害.

將樣品的重金屬含量與磁學參數對比可以發現,二者之間呈現正相關的關系,存在土壤磁化率高,重金屬含量也高,污染程度嚴重；土壤磁化率低,重金屬含量也低,污染程度較低的特征.由此說明在污染土評價的研究上,磁學參數具有一定的指導意義.

2.4電學性質與磁學性質的響應

利用電阻率測深法、土壤樣品的環境磁學并結合典型樣品的重金屬分析對污染土壤進行綜合評價研究,其對研究對象的電性和環境磁學參數對污染土的污染響應程度以及各自的優缺點具有如下特征.

圖7　電阻率第e剖面圖Fig.4　The sectional image of the resistivity along survey line

圖8　典型垂向磁化率參數與電阻率參數對比Fig.4　The comparison of typical vertical susceptibility and resistivity

圖9　ρ-χ相關性Fig.4　Correlation analysis between ρ and χ

磁學剖面位于電阻率 e剖面,距起始位置45m處（圖7）,截取電阻率剖面上在此位置的電阻率值,將采樣點的電阻率剖面圖與磁化率剖面圖對比研究,由圖8中可以看出,在采樣點的垂向方向上,電阻率和磁化率都具有明顯的變化特征,分層現象明顯,0.9m和2.1m處為2個典型的深度分界面.因此,可以根據土壤的電、磁學參數變化特征分為 3段.第Ⅰ段,電阻率的變化范圍為 11.0～25.0Ω?m,平均值為 18.0Ω?m,此時的磁化率為99.4～172.9×10-7m3/kg,平均126.2×10-7m3/kg.在Ⅱ段,電阻率為5.0～11.0Ω?m,平均8.0Ω?m,磁化率為293.9～979.6×10-7m3/kg,平均 560.2×10-7m3/kg.在Ⅲ段,電阻率為11.0～20.0Ω?m,平均15.0Ω?m.磁化率為 321.3～328.3×10-7m3/kg,平均 324.6×10-7m3/ kg.電阻率分布特征呈現為高—低—高的分布,磁化率特征呈現低—高—低的分布.從圖9可以看出,ρ和χ之間為負相關,相關系數R2=0.603.因此,可以表明測區土壤電學特征與磁性特征具有明顯的對應關系,在土壤的污染程度研究中2種物理參數能夠相互印證,即磁化率值大的其導電率（與電阻率相反）也大；磁化率值較小的其導電率也較小.污染土的導電率和磁化率值都是相對于原土較高的,二者在異常特征上的高度一致和相互響應,說明了電阻率法和環境磁學在垃圾填埋過程中應用的可靠性和適用性.環境磁學適用于準確的判定污染的程度,且分辨率更高；電阻率法則能夠快速檢測垃圾的滲透范圍,對污染區域的劃分具有獨特的優勢,應根據實際情況選取合適的方法.

3　結論

3.1受填埋垃圾污染后的土壤,其地層沉積物電阻率會相應的減小,異常變化的梯度較大,具有明顯的分層現象,說明電阻率法在垃圾污染區域的劃分上具有明顯適用性.

3.2污染土樣品的磁化率與重金屬含量在垂向剖面上表現出相似性,反映了土壤中磁性礦物與重金屬在來源、賦存狀態和沉積規律上的一致性,說明磁化率可以作為土壤污染程度的衡量指標.典型樣品的 κ-T也表明了鐵磁性礦物是主導該地區土壤磁性的主要礦物.

3.3污染土的電阻率、磁性以及重金屬參數在同一研究對象上表現出一致性（即土壤污染后電阻率減小,磁化率增大,重金屬含量升高）,說明各個參數之間可以相互響應,互為印證.

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The study of electric and magnetic response on polluted soil at waste landfill.

GUO Gao-shan, LI Yong-tao*, ZHANG Yan, LONG Chang-dong （Institute of Geophysics and Geomatics, China University of Geosciences, Wuhan 430074, China）.

China Environmental Science, 2015,35（9）：2737～2744

The feasibility of rapidly testing contaminated soils at refuse landfill as an example of Erfeishan in the skirt of Wuhan city, using soil resistivity and environmental magnetism methods, had been discussed, in terms of analytic techniques for contaminated soils, such as electric, magnetic and geochemical to study cross-section soil conductivity, the relationship between magnetic parameters and element content. Depth sounding with electromagnetic （EM） could give the vertical resistivity distribution image of soil cross-section, which indicated that the resistivity of polluted soils vary in stepped pattern, having obvious layered phenomenon. Resistivity method was capable of dividing the boundary of polluted area. Based on the characteristic of vertical resistivity distribution at cross-section, the environmental magnetism and heavy metal of the specimens sampled along the cross-section were analyzed, which shows that the magnetism parameters, resistivity value and heavy metals content have prominent accordance. The contaminated soils had the features of low resistivity, high susceptibility and increasing heavy metal content. Resistivity and susceptibility could all perfectly reflect the polluted degree in the area. Also from the thermal magnetism analytic curves, the polluted soils had more ferromagnetic minerals than non-polluted soils. So, both soil conductivity and magnetism had good response to soil polluted degree, which could replace the tedious conditional heavy metal testing methods.

waste landfill；resistivity and environmental magnetism method；heavy metal analysis；environmental pollution

X53

A

1000-6923（2015）09-2737-08

2015-01-08

中國地質大學（武漢）中央高校基本科研業務費專項資金資助項目（1410491A20）

*責任作者, 教授, ytli@cug.edu.cn

郭高山（1993-）,男,山西臨汾人,中國地質大學本科生,地球物理學專業.