郭高山,李永涛,张 岩,龙昌东 （中国地质大学地球物理与空间信息学院,湖北 武汉 430074）

垃圾填埋场污染土的电性与磁性响应研究

郭高山,李永涛*,张 岩,龙昌东 （中国地质大学地球物理与空间信息学院,湖北 武汉 430074）

以武汉市二妃山垃圾填埋场为研究对象,运用污染土的电性、磁学以及地球化学等分析手段,借助多元统计方法,研究土壤剖面电性、磁学参数与元素含量之间的关系,探讨土壤电阻率法和环境磁学方法在城镇垃圾填埋场污染土快速监测中应用的可行性.研究表明,电磁法测深技术可获得污染土壤地层的垂向电阻率分布情况,污染后的地层电阻率呈现阶梯变化,具有明显分层现象.说明了电阻率法在污染区域划分具有一定的可能性.根据电阻率垂向特征,对剖面进行了环境磁学和重金属分析的样品采集和测定分析,发现土壤的磁学参数与电阻率、重金属含量具有良好的一致性.污染后土壤具有电阻率减小,磁化率增大,重金属含量升高等特点,证明了电阻率和磁化率都能较好反映出土壤的污染程度.污染土典型样品的热磁曲线表明,污染后的土壤比未受污染的土壤含有更多的铁磁性矿物.由此表明利用土壤电性和磁性对污染程度的指示作用都具有良好的响应,可替代繁琐的重金属检测.

垃圾填埋场；电阻率法和环境磁学；重金属分析；环境污染

目前,填埋处理是垃圾处理的主要方式,而填埋方式极易产生二次污染,如大气污染,土壤污染,水体污染等问题［1］.因此,如何方便、快速、可靠的圈定污染区的范围、确定污染的程度,成为一个重要课题.

传统的环境监测依赖于精确完善的化学分析技术（如AAS, ICP_MS等）［2］,但不足之处在于成本高、耗时多、工作量大,这就促使科学界要发展快速、经济的扫描技术,同时结合已有的标准化学方法对整个污染监测策略进行优化［3］.近年来,利用土壤电性、磁学性质进行重金属污染调查是国际上正在兴起的一种有效手段.其中电阻率法具有检测周期短、原位无损、检测范围广等特点,已经被许多学者所研究［4-6］,磁性监测简便、快速、灵敏度高、不易损坏样品、为城市地表污染研究提供了一项实用有效的方法,因此磁学方法在土壤污染研究中的应用正成为目前环境磁学的一个研究热点［7］.但现有的成果大多集中在对污染物空间分布及来源等特征分析［8-10］,对污染物的污染程度评价方面的研究较薄弱［11］.

本文利用电学与磁学检测方法开展垃圾填埋场污染土壤的研究,分析其检测方法的适用性.通过污染土电阻率剖面测深反演的电性差异与污染物样品磁性异常的对比和相互关系,分析研究地球物理检测技术在污染土环境评价与治理中的应用,弥补前人方法单一,缺乏系统研究的问题.通过研究各方法在评价污染强度、污染物元素种类、污染物迁移路径及范围等的响应程度,提出最佳合理的地球物理检测方法技术,解决目前该领域电阻率和环境磁学方法对污染土地球物理异常的机理和响应的对比研究的问题.

1　研究方法

1.1研究区概况

二妃山垃圾填埋处理场位于湖北省武汉市东南部,地理位置为 30°28′42″N～ 30°29′01″N, 114°27′22″E～ 114°28′48″E.占地面积23.41万m2,其中填埋库区占地面积 14.78ha2,平均可供填埋高度40m,库容量320万m3,设计填埋年限12年（图 1）.场地为低山丘陵地貌,三面环山,其中北侧地势较高［12］.

垃圾填埋场于2003年9月投入运行,设计处理垃圾 800t/d,后因省奥体中心建成和东湖高新科技开发区建设需要,于 2009年 3月提前关闭使用,2012年4月曾因非法处理垃圾渗滤液等环境问题责令限期整改,目前处于后期修复阶段.由于该填埋区域地处郊外,没有大型工厂和建筑物的影响,且有污染区和原生区的土壤进行对比,因此该垃圾填埋场是开展电、磁检测实验的最佳选择对象.

二妃山的地质构造为一倒转的向斜,倒转一翼外侧为泥盆系石英砂岩,三叠系页岩夹煤层,石炭系灰岩受构造控制,呈东西向条带状分布,向内为石炭系灰岩、二叠系硅质岩（图2）.该垃圾场地内主要为覆盖型岩溶区,含水层呈东西向带状分布,主要为补给来源为大气降水和地表水.由于构造的影响,在灰岩与硅质岩的接触部位,灰岩溶蚀严重,岩溶发育,形成了地下水的主要径流通道.地层上层为堆积土、淤泥、粘土和碎石粘土；下层为灰岩、硅质岩及页岩［13］.

图1　武汉市二妃山垃圾填埋场平面布置示意Fig.4　Position of waste landfill site at Erfeishan in Wuhan

图2　武汉市二妃山垃圾填埋场南北向地质构造示意Fig.4　Sketch of north-south longitudinal section of waste landfill site at Erfeishan in Wuhan

1.2实验方法

垃圾填埋场污染土壤的电阻率（ρ）数据采集在 2014年 5月天气晴朗情况下进行,现场布置（50×80）m2测网,共布置了 9条测线,测线间距为10m.测量仪器为美国 GEOPHEX公司生产的GEM-2宽带多频电磁检测仪,该仪器具有以下特性：工作在330Hz至96kHz的频率范围内,可发送包含多个频率的任意波形,并可根据需要设置不同的探测频率,得到不同深度的电导率参数.该仪器探测深度与其它物探方法相比要浅,一般为几m至数十m,但分辨率却要高得多,有时可达到cm级,另外探测深度主要受地表电阻率和发射脉冲频率等因素的制约.本次研究根据已有的资料和现场踏勘情况,设置发射频率分别为 475、1625、5475、18575、63025Hz,由此得到此5个探测频率下工区内电导率参数.

根据污染土电阻率测量结果,选取典型电阻率剖面进行等间隔的磁学样品采集,共采集磁学样品18个.采样时用塑料小铲取其中央未受干扰的原始沉积物,分别置入可密封的聚乙烯塑料袋中,用于室内磁性参数测试.样品磁参数测试在中国地质大学（武汉）地球物理与空间信息学院岩石磁学实验室完成.在实验室测试前样品需要置于自然风状态下风干，经过粉碎研磨后过 1mm筛，再装入底面直径为2.5cm,高为2.2cm的圆柱体无磁塑盒中进行磁性测量.质量磁化率（χ）的测定使用捷克产的KLY-3S型卡帕桥和1‰电子天平测量.代表性样品的热磁曲线（κ-T曲线）则使用捷克生产的具有CS3温控系统的KLY-3S卡帕桥,实验过程中温度从室温升至 700,℃然后冷却至室温,磁化率测量间隔为 2,℃升、降温速率分别为 5,10/min.℃为避免样品在高温状态下发生氧化反应,加热过程在氩气中进行［14］.

此外,选取典型样品在中国地质大学（武汉）材料与化学学院材料与化学分析实验中心进行重金属含量分析.重金属分析使用美国 PerkinElmer公司生产的电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）.

2　结果及讨论

2.1污染土电阻率特征

土体的电阻率主要取决于土体中的孔隙水的导电特性及含水量,而与土体单位重量关系不大,因此,电解质溶液和有机质含量将是土体电阻率值的决定因素. 二妃山垃圾场的地质构造为一倒转的向斜,向斜内侧分布的岩性为石炭系灰岩、二叠系硅质岩（图 2）,该岩性电阻率较高,一般为60～10000 Ω∙m.相对垃圾场所处的地下地质结构,可以将该研究工区的地层看着为地层相对单一,具有相同的颗粒大小、含水量、孔隙比、类型和孔隙特征的地层.为此,土壤污染异常程度取决于渗滤液离子浓度的大小.离子浓度愈大,地下水的导电性愈强,电阻率就愈低,所以通过电阻率的不同可以对污染土和非污染土加以区分.另外在酸性渗滤液溶液的侵蚀下,土壤中的矿物结晶,增加固体溶解物含量和土壤孔隙度,之后由于地下水的升降作用,大量的固体物和可溶性颗粒进入水中,在潜水面附近形成一个透镜状或层状异常体,随离子浓度、盐类、固体溶解物的增加,对电磁波反射增强,为电磁探测提供了物理基础［15］.

电阻率剖面数据是在 5种不同发射频率下采集的地层电导率数据,保存在PC平台上,经过Win-GEM2反演处理,得到工区内每条剖面上不同深度的电阻率数值.使用 surfer软件得到每条测量剖面的电阻率等值线断面图.

由图3可以看出,工区地层断面电阻率值变化呈现一致性,地层电阻率数值由上往下基本呈现递减的趋势,异常区（污染区）大致吻合,最大值为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轴为40.0～50.0m 处,电阻率量值达20.00Ω∙m以上,呈现高电阻的状态.由现场勘查和和填埋场资料显示,此处为边界原生土壤部分.位于剖面0～40.0m范围内,深度在0～1.0m 时,电阻率的量值为 17.00～22.00Ω∙m,电阻率相较于原生的土壤略低,现场开挖显示为上覆人工原生土壤.在 1.0～10.0m 的地层电阻率量值均小于14.00Ω∙m,则可以判定为污染土壤区域.可以将16.00Ω∙m 作为垃圾渗滤污染的分界线［16-19］,大于16.00Ω∙m等值线为污染临界区,小于16.00Ω∙m为污染区域.由于垃圾的成分极为复杂,故出现小面积的地层电阻率略高.以上特征表明,位于剖面下部污染土电阻率比边界原生土壤和上覆土壤明显低,电阻率异常分带线明确,且异常梯度变化不大.

上述电阻率剖面异常的分布特征反映了地下电性变化规律,同时也反映了不同程度的污染状况,可大致能够圈定出污染区域的范围.为了进一步通过地层电阻率对垃圾填埋场地下水污染程度进行评价,根据国外垃圾渗漏液的测试、实测资料处理的经验,结合二妃山工区的实际地质背景,参考污染区划分方法,可将该工区地下污染状况划分为4个带,即严重污染带、轻度污染带、污染临界带和未被污染带［16-19］（表2）.

图3　工区电阻率剖面切片图Fig.4　Slice map of resistivity image

表1　污染土剖面电阻率统计（Ω∙m）Table 1　Statistic of resistivity for polluted soil of cross-section（Ω∙m）

为进一步了解等深度的电阻率变化特征,选取了深度在1, 4, 7, 10m处的平面电阻率等值线图.由图4可知,深度在1m时,土壤为表层覆盖土,污染程度处于未被污染与轻度污染之间,其中临界区域与轻度污染区域占据了大部分的面积,说明此处的土壤正在受到垃圾渗滤液的不断渗透.深度为4m的等值线与深度为7m的等值线相比,污染区域扩大,向原土层有明显的入侵.埋深的7m等值线与埋深10m的等值线相比,重度污染区域扩大,同时向原土层扩散.从垂向方法的对比过程中发现,垃圾渗滤液已经向原生土壤中扩散.从不同埋深的电阻率统计结果也可以很明显的得到（表3）,在垂向方向上电阻率逐渐减小.

表2　地层电阻率污染程度划分Table 1　Contaminated area divided according to resistivity

图4　不同深度的电阻率异常与垃圾渗漏污染分度带Fig.4　Resistivity anomalies at different depths and garbage seepage pollution indexing

表3　垂向电阻率异常统计Table 1　Different resistivity depth statistics

2.2污染土磁性特征

2.2.1污染土磁性矿物的浓度特征 质量磁化率（χ）能够反映土壤中铁磁性矿物（主要为磁铁矿、磁赤铁矿）的含量［7］,可以作为磁性矿物浓度的粗略估量［14］.χ越大铁磁性矿物的含量越高.由于垃圾场的填埋垃圾来源广泛,成分复杂,集中填埋使得污染区重金属离子富集.部分铁磁性重金属含量的升高,使得土壤的χ发生明显变化,因此,可以用χ对污染土和原生土壤做出区分.

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

图5为位于电阻率e剖面Y轴为45m处的χ随深度的变化情况.可以看出,磁化率呈现低—高—低的变化趋势.自上而下大致分为3层,分别在深度为1.0m和2.1m左右存在2个磁性拐点.第①层磁化率较低,χ为99.4～293.9×10-7m3/kg,平均159.7×10-7m3/kg.第②层磁化率达到最大值,χ为342.8～979.6×10-7m3/kg,平均 598.3×10-7m3/kg.第③层磁化率明显降低,χ为321.3～328.3× 10-7m3/kg,平均324.6×10-7m3/kg.以上不同层次的χ对比可以发现,第①层土壤χ明显小于第②层,说明污染土的磁化率比原生土壤具有明显的升高；第③层土壤χ大于第①层,说明下覆原生土壤与上覆土壤相比,在一定程度上受到污染.表明磁化率作为一种环境磁学参数,一定程度上可以较好的反映出污染的程度.

2.2.2污染土磁性矿物的矿物学特征 不同的磁性矿物在加热和冷却过程中，其磁化率会随温度的变化会呈现不同的特征，能够用来识别样品中赋存的磁性矿物类型［20-23］.选取典型的样品,得到样品的热磁曲线.由样品的热磁曲线（κ-T）可有效判别磁性矿物在加热过程中的转变规律,并有助于识别磁性矿物的种类［24-26］.图 6为深度在0.3m（上覆土壤）、1.5m（污染土壤）和2.0m（底部原生土壤）处样品的热磁曲线.

由图6可以看到,在不同深度的热磁曲线表现出相似的特征.在 100℃左右时,磁化率缓慢升高.在500℃左右的位置,出现一个峰值,随后又迅速下降.该样品从 100℃左右开始缓慢升高的磁化率可能起因于磁黄铁矿的λ转换,即反铁磁性的磁黄铁矿（Fe9S10）受热分解形成亚铁磁性的磁黄铁矿（Fe7S8）［25-27］.也可能是黏土矿物分解为新的亚铁磁性矿物所致［28］.样品加热至 580～600℃附近下降为零,表明土壤中的主要磁性载体为磁铁矿［25］.600℃的居里点可能是由于样品中的磁铁矿不纯或者具有晶格缺陷或发生离子 与加热曲线相比,冷却曲线均明显位于加热曲线的上方,说明在加热过程有新的强磁性矿物生成.一般认为这种强磁性矿物是由含铁的硅酸盐、黏土矿物分解或铁的氢氧化物脱水等物理化学作用生成［29-30］.

此外,3个不同深度样品的κ-T曲线还可以看出,深度0.3m处样品的磁化率远小于深度1.5m处样品,说明污染土中的铁磁性矿物明显大于上覆土壤；深度0.3m处的样品与深度2.0m处的样品相比,加热过程中在 500℃之前,两者具有相同的变化趋势.但在之后深度2.0m处的样品具有明显的峰值,同时在冷却的过程中深度2.0m处的样品磁化率则是深度0.5m处样品的2倍,深度2.0m处的样品表明在加热过程中有强磁性的物质产生,表明了3个不同深度的样品在磁性矿物浓度以及热磁特征都有所不同.

图6　典型样品的热磁曲线Fig.4　κ-T curve of typical specimen

2.3污染土的重金属含量

垃圾在填埋过程中由于发酵和雨水的淋雨、冲刷以及地表水和地下水的浸泡,不断产生渗滤液.渗滤液的成分复杂,含有大量的有机质,致病微生物和多种重金属,其浓度与填埋垃圾的类型、组分和时间等密切相关［31］.填埋早期因为有机物含量高,腐解过程中产生大量电子,使填埋场的氧化还原电位下降,还原能力增强,垃圾中的大量氧化性金属可以被快速还原,产生游离态的金属离子,扩散到渗透液中,金属离子含量升高,因此重金属含量可以有效的判定污染程度［32］.

表4　典型样品的重金属含量分析（μg/g）Table 1　Data of heavy metal content of typical specimen （μg/g）

因此,在对污染土样品进行磁学分析的同时,选取典型土壤样品作重金属（Ti、Fe、Cu、Zn、Pb、Mn、Co、Ni）含量的分析.从表4中可以看出,各类重金属元素含量都普遍高于背景值［33］.其中Ti、Fe这2种元素的含量是背景值的1000多倍,表明了在该垃圾填埋场中富集含 Ti和 Fe的物质,主要为燃煤废弃物,化工,涂料、玻璃和建材等物质［21］.从垂向上来看,埋深 0.3m的样品重金属含量较低,此为上覆土壤,但其中Ti和Fe的含量依然严重超标.埋深1.5m的样品重金属含量最高,此处为垃圾填埋中心区域,在其中除 Ti和Fe的含量严重超标,Mn的含量也很高,表明在垃圾中含有过量的Mn元素,主要为燃煤,化肥和农药残留等［21］.埋深 2.2m处为垃圾场边界原生土壤,此处的土壤部分元素甚至高于在埋深1.5m处的土壤,说明在雨水冲刷,地下水的作用下,污染土的渗滤液向原生扩散的现象严重,产生重金属离子的富集,对周围土壤有严重的危害.

将样品的重金属含量与磁学参数对比可以发现,二者之间呈现正相关的关系,存在土壤磁化率高,重金属含量也高,污染程度严重；土壤磁化率低,重金属含量也低,污染程度较低的特征.由此说明在污染土评价的研究上,磁学参数具有一定的指导意义.

2.4电学性质与磁学性质的响应

利用电阻率测深法、土壤样品的环境磁学并结合典型样品的重金属分析对污染土壤进行综合评价研究,其对研究对象的电性和环境磁学参数对污染土的污染响应程度以及各自的优缺点具有如下特征.

图7　电阻率第e剖面图Fig.4　The sectional image of the resistivity along survey line

图8　典型垂向磁化率参数与电阻率参数对比Fig.4　The comparison of typical vertical susceptibility and resistivity

图9　ρ-χ相关性Fig.4　Correlation analysis between ρ and χ

磁学剖面位于电阻率 e剖面,距起始位置45m处（图7）,截取电阻率剖面上在此位置的电阻率值,将采样点的电阻率剖面图与磁化率剖面图对比研究,由图8中可以看出,在采样点的垂向方向上,电阻率和磁化率都具有明显的变化特征,分层现象明显,0.9m和2.1m处为2个典型的深度分界面.因此,可以根据土壤的电、磁学参数变化特征分为 3段.第Ⅰ段,电阻率的变化范围为 11.0～25.0Ω∙m,平均值为 18.0Ω∙m,此时的磁化率为99.4～172.9×10-7m3/kg,平均126.2×10-7m3/kg.在Ⅱ段,电阻率为5.0～11.0Ω∙m,平均8.0Ω∙m,磁化率为293.9～979.6×10-7m3/kg,平均 560.2×10-7m3/kg.在Ⅲ段,电阻率为11.0～20.0Ω∙m,平均15.0Ω∙m.磁化率为 321.3～328.3×10-7m3/kg,平均 324.6×10-7m3/ kg.电阻率分布特征呈现为高—低—高的分布,磁化率特征呈现低—高—低的分布.从图9可以看出,ρ和χ之间为负相关,相关系数R2=0.603.因此,可以表明测区土壤电学特征与磁性特征具有明显的对应关系,在土壤的污染程度研究中2种物理参数能够相互印证,即磁化率值大的其导电率（与电阻率相反）也大；磁化率值较小的其导电率也较小.污染土的导电率和磁化率值都是相对于原土较高的,二者在异常特征上的高度一致和相互响应,说明了电阻率法和环境磁学在垃圾填埋过程中应用的可靠性和适用性.环境磁学适用于准确的判定污染的程度,且分辨率更高；电阻率法则能够快速检测垃圾的渗透范围,对污染区域的划分具有独特的优势,应根据实际情况选取合适的方法.

3　结论

3.1受填埋垃圾污染后的土壤,其地层沉积物电阻率会相应的减小,异常变化的梯度较大,具有明显的分层现象,说明电阻率法在垃圾污染区域的划分上具有明显适用性.

3.2污染土样品的磁化率与重金属含量在垂向剖面上表现出相似性,反映了土壤中磁性矿物与重金属在来源、赋存状态和沉积规律上的一致性,说明磁化率可以作为土壤污染程度的衡量指标.典型样品的 κ-T也表明了铁磁性矿物是主导该地区土壤磁性的主要矿物.

3.3污染土的电阻率、磁性以及重金属参数在同一研究对象上表现出一致性（即土壤污染后电阻率减小,磁化率增大,重金属含量升高）,说明各个参数之间可以相互响应,互为印证.

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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

中国地质大学（武汉）中央高校基本科研业务费专项资金资助项目（1410491A20）

*责任作者, 教授, ytli@cug.edu.cn

郭高山（1993-）,男,山西临汾人,中国地质大学本科生,地球物理学专业.