武漢金口垃圾填埋場對地下水環境的影響分析*

李 玲 喻 曉 王颋軍 唐躍剛 羅 毅

(1.中國礦業大學(北京)地球科學與測繪工程學院，北京 100083；2.武漢市環境衛生科學研究院，湖北 武漢 430015；3.北京中持綠色能源環境技術有限公司，北京 100192)

填埋是國內外城市生活垃圾處理的主要方法，填埋場是垃圾各種處理方式的最終歸宿[1]。垃圾在填埋過程中產生大量高濃度的垃圾滲濾液，若防滲措施不到位，很容易對周圍地下水和土壤產生污染。即使是衛生填埋技術，也存在著襯墊破損使垃圾滲濾液泄露而造成地下水污染的潛在危險。美國對其近20 000個垃圾填埋場地下水的監測結果顯示，幾乎有一半垃圾填埋場對水源產生污染[2]。研究發現，受填埋場建設和水文地質條件的影響，填埋場的垃圾滲濾液對地下水的污染程度和范圍各不相同[3-4]。垃圾滲濾液中污染物的遷移特征主要取決于含水層的水力特征，污染物在通過松散沉積物如砂土時易于擴散[5]。

近年來，我國城市新建填埋場一般采用現代防滲的衛生填埋技術。但是，在20世紀90年代中期前，我國的垃圾填埋場大多是在露天堆放、自然填溝/坑堆填垃圾的基礎上形成的，部分底層為原有天然黏土防滲，而沒有其他專門的防滲措施。目前，我國具有規模性的簡易填埋場已超過3 000座[6]。調查研究發現，多座簡易填埋場周邊不同范圍的地下水受到了不同程度的污染[7-9]。地下水一旦被垃圾滲濾液污染，進行人工凈化修復幾乎是不可能的。

填埋場已成為地下水的潛在污染源，給城市供水安全帶來了極大風險。近年來，武漢有二妃山、金口、紫霞觀、北洋橋等多座大型簡易垃圾填埋場陸續關閉或超負荷運行待關閉。因此，本研究以武漢市金口垃圾填埋場為研究對象，對不同填埋時間的垃圾滲濾液及周邊地下水的水質進行分析，并結合場區的場地條件，分析垃圾滲濾液對地下水環境的影響機制，對簡易填埋場關閉后的場地維護和開發利用以及其他新建填埋場的選址提供科學依據。

1 研究區概況

1.1 填埋場概況

金口垃圾填埋場位于武漢市漢口西北郊張公堤外，主要接收江漢、硚口兩區和東西湖區局部的垃圾。該填埋場啟用于1989年，關閉于2005年。該填埋場為簡易垃圾填埋場，防滲層為原有天然黏土，關閉后未按照國家標準進行正規封場，僅進行了較簡易的黏土覆蓋。該填埋場占地約40萬m2，垃圾量約500萬m3，平均填埋深度約12 m。整個垃圾填埋分為Ⅰ～Ⅳ共4個區，具體見圖1。其中，Ⅰ區為獨立填埋區，Ⅱ～Ⅳ區為堆填整體。

1.2 水文地質條件

厚層垃圾上部覆蓋有厚薄不均的人工素填土，其下局部原始地貌低洼地段分布少量全新統沖洪積相黏性土和湖積相淤泥質土，下部主要為厚層的上更新統沖洪積相黏性土和中粗砂夾礫石、卵石層，底部揭露出白堊—古近系泥質粉砂巖。場地地下水主要有上層滯水、垃圾滲濾液與承壓水。上層滯水均賦存于場地沿線人工填土覆蓋層中，主要接受大氣降水入滲補給，地下水位埋深1.8～8.4 m。垃圾滲濾液賦存于場地覆蓋填土下的填埋垃圾層中，與上層滯水互通，為一個含水層。承壓水主要賦存于場地底部中粗砂夾礫石、卵石層(強透水層)中，主要接受側向地下水的補給及側向排泄，地下水位埋深約24.70～34.33 m。以圖1中Ⅰ-Ⅰ’截面為例，金口垃圾填埋場水文地質示意圖見圖2。

圖1 金口垃圾填埋場采樣點示意圖Fig.1 The sampling sites in Jinkou landfill

注：括號外、內數字分別為孔深、高程。圖2 金口垃圾填埋場水文地質示意圖Fig.2 The hydrogeologic map of Jinkou landfill

2 水樣采集和測定方法

2.1 水樣采集方法

采集的水樣包括兩類：(1)場內的垃圾滲濾液水樣，按照100 m×100 m梅花布點法在場內勘探布孔93個，在每個區實測垃圾滲濾液水樣4個，共16個水樣；(2)場外的地下水樣，在地下水下游50 m內扇形布點，取地下水樣6個(包括上層滯水樣5個(ZK2～ZK6)和承壓水樣1個(ZK1))，具體布點見圖1。對照點為距離金口垃圾填埋場1.97 km(位于金山大道與古田二路交匯口)的承壓水井。

2.2 水樣測定方法

水樣檢測采用國標法進行。pH：《水質pH值的測定 玻璃電極法》(GB/T 6920—86)；COD：《水質 化學需氧量的測定 重鉻酸鹽法》(GB 11914—89)；高錳酸鹽指數：《水質 高錳酸鹽指數的測定》(GB 11892—89)；氨氮：《水質 氨氮的測定 納氏試劑分光光度法》(HJ 535—2009)；Cl-：《水質 氯化物的測定 硝酸銀滴定法》(GB 11896—89)；Cu、Zn、Pb、Cd：《水質 銅、鋅、鉛、鎘的測定 原子吸收分光光度法》(GB 7475—87)；Mn：《水質 鐵、錳的測定 火焰原子吸收分光光度法》(GB 11911—89)。

2.3 地下水評價方法

地下水環境質量評價通常采用單項指數法和綜合指數法。前者采用單項超標指數反映特征污染物的污染程度；后者是采用綜合指數法反映地下水環境質量狀況，按照《地下水質量標準》(GB/T 14848—93)將地下水質量分為優良、良好、較好、較差、極差5個級別，計算公式如下：

(1)

(2)

根據F，按表1劃分地下水質量級別。

3 結果與分析

3.1 垃圾滲濾液分析

由表2可知，所有垃圾滲濾液均呈弱堿性，COD、氨氮、Cl-均分別低于500、1 000、1 000 mg/L，COD、氨氮遠低于2005年垃圾滲濾液中濃度，屬于晚期垃圾滲濾液。現場采樣發現，所有垃圾滲濾液均具有臭味、渾濁、可見漂浮物。垃圾滲濾液中重金屬含量較低，低于GB 16889—2008及GB 8978—1996規定的限值。KJEDSEN等[11]對國外多個填埋場進行總結，得到垃圾滲濾液中重金屬含量一般較低的結論。彭永臻等[12]對我國多個填埋場中垃圾滲濾液的重金屬含量總結發現，重金屬含量差別較大。這可能與垃圾來源密切相關。工業垃圾中重金屬含量本身較高，因此工業垃圾滲濾液中重金屬含量也較高，而生活垃圾滲濾液中重金屬含量不高。金口垃圾場主要接收生活垃圾，局部有建筑垃圾，重金屬含量本身不高，因此垃圾滲濾液中重金屬含量也較低。

表1 地下水質量級別劃分標準

表2 金口垃圾場垃圾滲濾液測定結果

表3 金口垃圾場地下水測定及綜合評價結果

另外，不同分區(填埋時間)的垃圾滲濾液中COD、氨氮和Cl-有明顯不同，總體上Ⅱ區>Ⅰ區>Ⅲ區>Ⅳ區，即隨著填埋時間的延長，垃圾滲濾液中COD、氨氮和Cl-逐漸降低。相對其他區域，超過18年的Ⅳ區中垃圾滲濾液的COD、氨氮和Cl-濃度都大大降低，尤其是COD僅為37 mg/L，甚至低于GB 16889—2008規定的限值，但氨氮超標很多，最低質量濃度(100 mg/L)也超過了GB 16889—2008規定限值的12倍多。Mn隨填埋時間延長總體上升，而Zn則隨填埋時間延長有降低的趨勢，說明Mn在垃圾堆層中具有一定的累積性，而Zn則更容易從垃圾堆層中淋溶出來進入垃圾滲濾液。垃圾滲濾液成分主要受垃圾成分、填埋方式、填埋時間、降水等多種因素的影響[13]。但對同一填埋場的類似垃圾來講，填埋時間是影響垃圾滲濾液成分的主要因素。

揚中市智慧城市建設對于提升揚中城市發展水平、推進鎮江智慧城市建設、促進江蘇智慧城市可持續發展以及對全國縣級智慧城市發展都具有重要的積極意義。

3.2 地下水分析

3.2.1 地下水單項指標評價

由表3可見，所有地下水均呈弱堿性，與垃圾滲濾液相一致。填埋場周邊50 m內的上層滯水均受到來自填埋場垃圾滲濾液水平滲透的影響，主要表現為高錳酸鹽指數和氨氮均不能滿足GB/T 14848—93中Ⅲ類標準。其中，上層滯水氨氮超標嚴重，平均超標89.3倍，最大超標114.4倍；高錳酸鹽指數平均超標1.0倍，最大超標2.7倍。上層滯水中Cu、Zn、Cd、Pb均很低，未超出GB/T 14848—93中Ⅲ類標準，但Mn較高，最大超標15.6倍，總體明顯高于承壓水中Mn，這可能與垃圾滲濾液中Mn含量較高相關。另外，ZK6的高錳酸鹽指數、COD、氨氮、Cl-均低于其他上層滯水點。可見，相比場區地下水的下游方向，上游方向的上層滯水受污染程度較輕。

ZK1的承壓水水質相對較好，其高錳酸鹽指數、COD、Cl-均能滿足GB/T 14848—93中Ⅲ類標準，但氨氮超標5.8倍，低于對照點承壓水(超標15.6倍)，遠低于上層滯水中氨氮。ZK1的承壓水中Cu、Zn、Cd、Pb均很低，未超出GB/T 14848—93中Ⅲ類標準，但Mn超標2.7倍。本次采樣時間為武漢市的枯水期(12月)。根據《2011年武漢市水資源公報》，武漢市上更新統承壓水質枯水期以較差為主(60.0%)；豐水期以優良為主(63.6%)，影響地下水水質的主要組分包括Mn和氨氮。根據本研究對照點及武漢市地下水狀況分析可知，承壓水中氨氮和Mn超標較多不是由垃圾滲濾液滲透引起的，而是有其他污染來源。可見，距地表約25 m的上更新統承壓水的水質相對較好，其受垃圾填埋場滲濾液垂直滲透影響較小。除武漢市上更新統承壓水普遍存在的超標組分(氨氮和Mn)外，其他指標基本滿足GB/T 14848—93中Ⅲ類標準。

總體來說，場地周邊50 m內的大多數上層滯水均受到垃圾滲濾液的嚴重污染，主要污染物為高錳酸鹽指數、氨氮及Mn。下部承壓水水質情況相對較好，其受垃圾滲濾液的影響較小。

3.2.2 地下水綜合評價

綜合評價結果表明，金口垃圾場50 m內上層滯水和承壓水水質均為較差至極差。承壓水(對照點和ZK1)水質為較差或極差。雖然武漢市城市居民飲用水基本取自長江、漢江等水域的水源保護區，地下水不是其主要飲用水源，但是武漢市地下水普遍存在的氨氮和Mn超標導致地下水綜合評價為較差至極差水平的問題，應當引起充分的重視。

4 垃圾滲濾液對地下水的影響分析

4.1 水平滲透分析

Ⅱ～Ⅳ區的北側隔滲體比垃圾堆體低3～10 m，東、南、西面的垃圾壩與垃圾堆體高度持平或略高，寬度約10～50 m。Ⅰ區四周有垃圾壩防護，壩體寬度約6～8 m，壩體比垃圾堆體低3～4 m。圖1和表3表明，地下水流向的Ⅱ～Ⅳ區西北側(ZK3、ZK4和ZK5)和Ⅰ區的東北側(ZK2)的上層滯水受到嚴重污染。尤其是處于Ⅰ區南側和Ⅱ～Ⅳ區北側交匯的ZK5污染最嚴重，其原因主要在于Ⅰ區和Ⅱ～Ⅳ區的狹長地帶中間為填埋場垃圾滲濾液集存區，并且同時受到來自Ⅰ區和Ⅱ～Ⅳ區兩個方向垃圾滲濾液水平滲透的影響。而上游方向的ZK6水質相對較好，其高錳酸鹽指數、COD、氨氮和Cl-等都低于其他布點，這是因為東側的隔滲體寬且高于垃圾堆體，從而阻止了垃圾滲濾液中污染物的遷移。

4.2 垂直滲透分析

根據達西定律(見式(3))，垃圾滲濾液的滲透速度與水力梯度(dh/dr)、滲透系數呈正比[14]。垃圾填埋場的垃圾滲濾液水位在地表下方1.8～8.4 m，取中值5.1 m。填埋垃圾厚度平均為12 m，則垃圾滲濾液在黏土層上方6.9 m。黏土垂直滲透系數為1.25×10-6cm/s，由模型計算出垃圾滲濾液的滲透速度為1.68×10-6cm/s；由于達西定律假設水通過含水層的全部橫截面積，而實際上大部分的橫截面是土壤介質，因此實際滲透速度與滲透速度間的關系見式(4)，已知黏土孔隙比均值為0.82，故v’=2.05×10-6cm/s。因此，根據式(5)計算得到垃圾滲濾液滲透到下部承壓水含水層所需時間至少38年。

v=K(dh/dr)

(3)

v’=v/η

(4)

t=L/v’

(5)

式中：v為滲透速度，cm/s；K為滲透系數，cm/s；h為水頭損失，cm；r為滲流路徑長度，cm；v’為實際滲透速度，cm/s；η為黏土孔隙比；t為遷移時間，s；L為黏土層厚度，cm，一般約2 500 cm。

本場地最早堆填垃圾已25年，初步推算承壓水尚未受到垂直滲透污染。本研究采集的距地表約25 m的承壓水ZK1的水質較好，這也驗證了下部承壓水受垃圾滲濾液影響較小的推論。在這里，本研究未考慮垃圾滲濾液下滲時的降解、吸附、稀釋等反應的條件，僅考慮了垃圾滲濾液的滲透作用。但是，垃圾滲濾液氨氮和COD在含水層的運移過程中，其衰減程度呈現明顯的不同。這可能是因為地下水為無氧環境，氨氮在無氧環境中很難被轉化，而且水中存在的亞硝酸鹽在受到微生物作用的條件下，在無氧或缺氧環境中還可能被還原為氨氮，而COD則受到土壤吸附和生物降解的作用，衰減程度較大[15]。地下水中污染物的長期監測可為污染物的遷移轉化規律研究提供必要的數據信息[16]，因此建議對地下水中污染物進行長期監測。

5 結 語

盡管填埋區四周有不同厚度的密實黏土垃圾壩，處于填埋場地下水流向的下游方向50 m內的上層滯水均受到來自填埋場垃圾滲濾液水平滲透的影響，尤其是Ⅰ區和Ⅱ～Ⅳ區之間的區帶受污染程度更突出，主要表現為垃圾滲濾液中的特征污染物高錳酸鹽指數、氨氮與Cl-等較高。由于厚層黏土的阻隔，距地表約25 m的上更新統承壓水的水質相對較好，除氨氮和Mn外，其他指標基本滿足GB/T 14848—93中Ⅲ類標準，受垃圾填埋場滲濾液垂直滲透影響較小。

雖然由于厚層黏土的阻隔，承壓水受污染程度遠小于潛水層污染，但是根據分析，隨著污染物的不斷遷移，承壓水可能將受到垃圾滲濾液滲透的影響，因此應當盡早對填埋場進行污染源控制。針對填埋垃圾及其底部受污染的土壤，可能有COD、氨氮等大量污染物聚集，建議可采用土工膜等人工防滲材料或黏土隔絕層、混凝土隔絕層等措施阻斷土壤與外界環境的暴露途徑，以及帷幕灌漿的垂直防滲措施阻隔垃圾滲濾液通過橫向遷移向下游滲透污染；建議對場地采用非居住用地的利用方式，減少人體在該環境中的暴露時間。但是，底部垂直滲透的問題很難解決，重新對垃圾填埋場進行底部防滲或對垃圾進行異位處理都是不現實的。本填埋場周邊已被開發為居民小區，不適于采用原位開挖篩分，因為其帶來的環境污染、安全控制等問題會嚴重影響周邊居民生活。而好氧生物反應處理能提高垃圾降解速率，減少有害氣體和惡臭氣體的釋放，并且降低垃圾滲濾液的水質指標。因此，運用好氧生物反應器技術對垃圾堆體進行原位加速降解治理，是解決該類簡易填埋場垃圾滲濾液污染的有效途徑。金口垃圾場正在采用該技術進行生態修復，并即將作為中國(武漢)國際園林博覽會的主會場。已受污染的上層滯水，在垃圾堆體和場地經過修復治理、污染源得到有效控制甚至消除之后，高錳酸鹽指數、氨氮等主要污染物將隨時間推移實現自然衰減(生物降解)，水質也逐漸好轉。由于上層滯水水量較小，因此不需進行專門處理，但仍需對地下水進行長期監測。

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