李 玲 喻 晓 王颋军 唐跃刚 罗 毅

(1.中国矿业大学(北京)地球科学与测绘工程学院，北京 100083；2.武汉市环境卫生科学研究院，湖北 武汉 430015；3.北京中持绿色能源环境技术有限公司，北京 100192)

填埋是国内外城市生活垃圾处理的主要方法，填埋场是垃圾各种处理方式的最终归宿[1]。垃圾在填埋过程中产生大量高浓度的垃圾渗滤液，若防渗措施不到位，很容易对周围地下水和土壤产生污染。即使是卫生填埋技术，也存在着衬垫破损使垃圾渗滤液泄露而造成地下水污染的潜在危险。美国对其近20 000个垃圾填埋场地下水的监测结果显示，几乎有一半垃圾填埋场对水源产生污染[2]。研究发现，受填埋场建设和水文地质条件的影响，填埋场的垃圾渗滤液对地下水的污染程度和范围各不相同[3-4]。垃圾渗滤液中污染物的迁移特征主要取决于含水层的水力特征，污染物在通过松散沉积物如砂土时易于扩散[5]。

近年来，我国城市新建填埋场一般采用现代防渗的卫生填埋技术。但是，在20世纪90年代中期前，我国的垃圾填埋场大多是在露天堆放、自然填沟/坑堆填垃圾的基础上形成的，部分底层为原有天然黏土防渗，而没有其他专门的防渗措施。目前，我国具有规模性的简易填埋场已超过3 000座[6]。调查研究发现，多座简易填埋场周边不同范围的地下水受到了不同程度的污染[7-9]。地下水一旦被垃圾渗滤液污染，进行人工净化修复几乎是不可能的。

填埋场已成为地下水的潜在污染源，给城市供水安全带来了极大风险。近年来，武汉有二妃山、金口、紫霞观、北洋桥等多座大型简易垃圾填埋场陆续关闭或超负荷运行待关闭。因此，本研究以武汉市金口垃圾填埋场为研究对象，对不同填埋时间的垃圾渗滤液及周边地下水的水质进行分析，并结合场区的场地条件，分析垃圾渗滤液对地下水环境的影响机制，对简易填埋场关闭后的场地维护和开发利用以及其他新建填埋场的选址提供科学依据。

1 研究区概况

1.1 填埋场概况

金口垃圾填埋场位于武汉市汉口西北郊张公堤外，主要接收江汉、硚口两区和东西湖区局部的垃圾。该填埋场启用于1989年，关闭于2005年。该填埋场为简易垃圾填埋场，防渗层为原有天然黏土，关闭后未按照国家标准进行正规封场，仅进行了较简易的黏土覆盖。该填埋场占地约40万m2，垃圾量约500万m3，平均填埋深度约12 m。整个垃圾填埋分为Ⅰ～Ⅳ共4个区，具体见图1。其中，Ⅰ区为独立填埋区，Ⅱ～Ⅳ区为堆填整体。

1.2 水文地质条件

厚层垃圾上部覆盖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统冲洪积相黏性土和湖积相淤泥质土，下部主要为厚层的上更新统冲洪积相黏性土和中粗砂夹砾石、卵石层，底部揭露出白垩—古近系泥质粉砂岩。场地地下水主要有上层滞水、垃圾渗滤液与承压水。上层滞水均赋存于场地沿线人工填土覆盖层中，主要接受大气降水入渗补给，地下水位埋深1.8～8.4 m。垃圾渗滤液赋存于场地覆盖填土下的填埋垃圾层中，与上层滞水互通，为一个含水层。承压水主要赋存于场地底部中粗砂夹砾石、卵石层(强透水层)中，主要接受侧向地下水的补给及侧向排泄，地下水位埋深约24.70～34.33 m。以图1中Ⅰ-Ⅰ’截面为例，金口垃圾填埋场水文地质示意图见图2。

图1 金口垃圾填埋场采样点示意图Fig.1 The sampling sites in Jinkou landfill

注：括号外、内数字分别为孔深、高程。图2 金口垃圾填埋场水文地质示意图Fig.2 The hydrogeologic map of Jinkou landfill

2 水样采集和测定方法

2.1 水样采集方法

采集的水样包括两类：(1)场内的垃圾渗滤液水样，按照100 m×100 m梅花布点法在场内勘探布孔93个，在每个区实测垃圾渗滤液水样4个，共16个水样；(2)场外的地下水样，在地下水下游50 m内扇形布点，取地下水样6个(包括上层滞水样5个(ZK2～ZK6)和承压水样1个(ZK1))，具体布点见图1。对照点为距离金口垃圾填埋场1.97 km(位于金山大道与古田二路交汇口)的承压水井。

2.2 水样测定方法

水样检测采用国标法进行。pH：《水质pH值的测定 玻璃电极法》(GB/T 6920—86)；COD：《水质 化学需氧量的测定 重铬酸盐法》(GB 11914—89)；高锰酸盐指数：《水质 高锰酸盐指数的测定》(GB 11892—89)；氨氮：《水质 氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法》(HJ 535—2009)；Cl-：《水质 氯化物的测定 硝酸银滴定法》(GB 11896—89)；Cu、Zn、Pb、Cd：《水质 铜、锌、铅、镉的测定 原子吸收分光光度法》(GB 7475—87)；Mn：《水质 铁、锰的测定 火焰原子吸收分光光度法》(GB 11911—89)。

2.3 地下水评价方法

地下水环境质量评价通常采用单项指数法和综合指数法。前者采用单项超标指数反映特征污染物的污染程度；后者是采用综合指数法反映地下水环境质量状况，按照《地下水质量标准》(GB/T 14848—93)将地下水质量分为优良、良好、较好、较差、极差5个级别，计算公式如下：

(1)

(2)

根据F，按表1划分地下水质量级别。

3 结果与分析

3.1 垃圾渗滤液分析

由表2可知，所有垃圾渗滤液均呈弱碱性，COD、氨氮、Cl-均分别低于500、1 000、1 000 mg/L，COD、氨氮远低于2005年垃圾渗滤液中浓度，属于晚期垃圾渗滤液。现场采样发现，所有垃圾渗滤液均具有臭味、浑浊、可见漂浮物。垃圾渗滤液中重金属含量较低，低于GB 16889—2008及GB 8978—1996规定的限值。KJEDSEN等[11]对国外多个填埋场进行总结，得到垃圾渗滤液中重金属含量一般较低的结论。彭永臻等[12]对我国多个填埋场中垃圾渗滤液的重金属含量总结发现，重金属含量差别较大。这可能与垃圾来源密切相关。工业垃圾中重金属含量本身较高，因此工业垃圾渗滤液中重金属含量也较高，而生活垃圾渗滤液中重金属含量不高。金口垃圾场主要接收生活垃圾，局部有建筑垃圾，重金属含量本身不高，因此垃圾渗滤液中重金属含量也较低。

表1 地下水质量级别划分标准

表2 金口垃圾场垃圾渗滤液测定结果

表3 金口垃圾场地下水测定及综合评价结果

另外，不同分区(填埋时间)的垃圾渗滤液中COD、氨氮和Cl-有明显不同，总体上Ⅱ区>Ⅰ区>Ⅲ区>Ⅳ区，即随着填埋时间的延长，垃圾渗滤液中COD、氨氮和Cl-逐渐降低。相对其他区域，超过18年的Ⅳ区中垃圾渗滤液的COD、氨氮和Cl-浓度都大大降低，尤其是COD仅为37 mg/L，甚至低于GB 16889—2008规定的限值，但氨氮超标很多，最低质量浓度(100 mg/L)也超过了GB 16889—2008规定限值的12倍多。Mn随填埋时间延长总体上升，而Zn则随填埋时间延长有降低的趋势，说明Mn在垃圾堆层中具有一定的累积性，而Zn则更容易从垃圾堆层中淋溶出来进入垃圾渗滤液。垃圾渗滤液成分主要受垃圾成分、填埋方式、填埋时间、降水等多种因素的影响[13]。但对同一填埋场的类似垃圾来讲，填埋时间是影响垃圾渗滤液成分的主要因素。

扬中市智慧城市建设对于提升扬中城市发展水平、推进镇江智慧城市建设、促进江苏智慧城市可持续发展以及对全国县级智慧城市发展都具有重要的积极意义。

3.2 地下水分析

3.2.1 地下水单项指标评价

由表3可见，所有地下水均呈弱碱性，与垃圾渗滤液相一致。填埋场周边50 m内的上层滞水均受到来自填埋场垃圾渗滤液水平渗透的影响，主要表现为高锰酸盐指数和氨氮均不能满足GB/T 14848—93中Ⅲ类标准。其中，上层滞水氨氮超标严重，平均超标89.3倍，最大超标114.4倍；高锰酸盐指数平均超标1.0倍，最大超标2.7倍。上层滞水中Cu、Zn、Cd、Pb均很低，未超出GB/T 14848—93中Ⅲ类标准，但Mn较高，最大超标15.6倍，总体明显高于承压水中Mn，这可能与垃圾渗滤液中Mn含量较高相关。另外，ZK6的高锰酸盐指数、COD、氨氮、Cl-均低于其他上层滞水点。可见，相比场区地下水的下游方向，上游方向的上层滞水受污染程度较轻。

ZK1的承压水水质相对较好，其高锰酸盐指数、COD、Cl-均能满足GB/T 14848—93中Ⅲ类标准，但氨氮超标5.8倍，低于对照点承压水(超标15.6倍)，远低于上层滞水中氨氮。ZK1的承压水中Cu、Zn、Cd、Pb均很低，未超出GB/T 14848—93中Ⅲ类标准，但Mn超标2.7倍。本次采样时间为武汉市的枯水期(12月)。根据《2011年武汉市水资源公报》，武汉市上更新统承压水质枯水期以较差为主(60.0%)；丰水期以优良为主(63.6%)，影响地下水水质的主要组分包括Mn和氨氮。根据本研究对照点及武汉市地下水状况分析可知，承压水中氨氮和Mn超标较多不是由垃圾渗滤液渗透引起的，而是有其他污染来源。可见，距地表约25 m的上更新统承压水的水质相对较好，其受垃圾填埋场渗滤液垂直渗透影响较小。除武汉市上更新统承压水普遍存在的超标组分(氨氮和Mn)外，其他指标基本满足GB/T 14848—93中Ⅲ类标准。

总体来说，场地周边50 m内的大多数上层滞水均受到垃圾渗滤液的严重污染，主要污染物为高锰酸盐指数、氨氮及Mn。下部承压水水质情况相对较好，其受垃圾渗滤液的影响较小。

3.2.2 地下水综合评价

综合评价结果表明，金口垃圾场50 m内上层滞水和承压水水质均为较差至极差。承压水(对照点和ZK1)水质为较差或极差。虽然武汉市城市居民饮用水基本取自长江、汉江等水域的水源保护区，地下水不是其主要饮用水源，但是武汉市地下水普遍存在的氨氮和Mn超标导致地下水综合评价为较差至极差水平的问题，应当引起充分的重视。

4 垃圾渗滤液对地下水的影响分析

4.1 水平渗透分析

Ⅱ～Ⅳ区的北侧隔渗体比垃圾堆体低3～10 m，东、南、西面的垃圾坝与垃圾堆体高度持平或略高，宽度约10～50 m。Ⅰ区四周有垃圾坝防护，坝体宽度约6～8 m，坝体比垃圾堆体低3～4 m。图1和表3表明，地下水流向的Ⅱ～Ⅳ区西北侧(ZK3、ZK4和ZK5)和Ⅰ区的东北侧(ZK2)的上层滞水受到严重污染。尤其是处于Ⅰ区南侧和Ⅱ～Ⅳ区北侧交汇的ZK5污染最严重，其原因主要在于Ⅰ区和Ⅱ～Ⅳ区的狭长地带中间为填埋场垃圾渗滤液集存区，并且同时受到来自Ⅰ区和Ⅱ～Ⅳ区两个方向垃圾渗滤液水平渗透的影响。而上游方向的ZK6水质相对较好，其高锰酸盐指数、COD、氨氮和Cl-等都低于其他布点，这是因为东侧的隔渗体宽且高于垃圾堆体，从而阻止了垃圾渗滤液中污染物的迁移。

4.2 垂直渗透分析

根据达西定律(见式(3))，垃圾渗滤液的渗透速度与水力梯度(dh/dr)、渗透系数呈正比[14]。垃圾填埋场的垃圾渗滤液水位在地表下方1.8～8.4 m，取中值5.1 m。填埋垃圾厚度平均为12 m，则垃圾渗滤液在黏土层上方6.9 m。黏土垂直渗透系数为1.25×10-6cm/s，由模型计算出垃圾渗滤液的渗透速度为1.68×10-6cm/s；由于达西定律假设水通过含水层的全部横截面积，而实际上大部分的横截面是土壤介质，因此实际渗透速度与渗透速度间的关系见式(4)，已知黏土孔隙比均值为0.82，故v’=2.05×10-6cm/s。因此，根据式(5)计算得到垃圾渗滤液渗透到下部承压水含水层所需时间至少38年。

v=K(dh/dr)

(3)

v’=v/η

(4)

t=L/v’

(5)

式中：v为渗透速度，cm/s；K为渗透系数，cm/s；h为水头损失，cm；r为渗流路径长度，cm；v’为实际渗透速度，cm/s；η为黏土孔隙比；t为迁移时间，s；L为黏土层厚度，cm，一般约2 500 cm。

本场地最早堆填垃圾已25年，初步推算承压水尚未受到垂直渗透污染。本研究采集的距地表约25 m的承压水ZK1的水质较好，这也验证了下部承压水受垃圾渗滤液影响较小的推论。在这里，本研究未考虑垃圾渗滤液下渗时的降解、吸附、稀释等反应的条件，仅考虑了垃圾渗滤液的渗透作用。但是，垃圾渗滤液氨氮和COD在含水层的运移过程中，其衰减程度呈现明显的不同。这可能是因为地下水为无氧环境，氨氮在无氧环境中很难被转化，而且水中存在的亚硝酸盐在受到微生物作用的条件下，在无氧或缺氧环境中还可能被还原为氨氮，而COD则受到土壤吸附和生物降解的作用，衰减程度较大[15]。地下水中污染物的长期监测可为污染物的迁移转化规律研究提供必要的数据信息[16]，因此建议对地下水中污染物进行长期监测。

5 结 语

尽管填埋区四周有不同厚度的密实黏土垃圾坝，处于填埋场地下水流向的下游方向50 m内的上层滞水均受到来自填埋场垃圾渗滤液水平渗透的影响，尤其是Ⅰ区和Ⅱ～Ⅳ区之间的区带受污染程度更突出，主要表现为垃圾渗滤液中的特征污染物高锰酸盐指数、氨氮与Cl-等较高。由于厚层黏土的阻隔，距地表约25 m的上更新统承压水的水质相对较好，除氨氮和Mn外，其他指标基本满足GB/T 14848—93中Ⅲ类标准，受垃圾填埋场渗滤液垂直渗透影响较小。

虽然由于厚层黏土的阻隔，承压水受污染程度远小于潜水层污染，但是根据分析，随着污染物的不断迁移，承压水可能将受到垃圾渗滤液渗透的影响，因此应当尽早对填埋场进行污染源控制。针对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，建议可采用土工膜等人工防渗材料或黏土隔绝层、混凝土隔绝层等措施阻断土壤与外界环境的暴露途径，以及帷幕灌浆的垂直防渗措施阻隔垃圾渗滤液通过横向迁移向下游渗透污染；建议对场地采用非居住用地的利用方式，减少人体在该环境中的暴露时间。但是，底部垂直渗透的问题很难解决，重新对垃圾填埋场进行底部防渗或对垃圾进行异位处理都是不现实的。本填埋场周边已被开发为居民小区，不适于采用原位开挖筛分，因为其带来的环境污染、安全控制等问题会严重影响周边居民生活。而好氧生物反应处理能提高垃圾降解速率，减少有害气体和恶臭气体的释放，并且降低垃圾渗滤液的水质指标。因此，运用好氧生物反应器技术对垃圾堆体进行原位加速降解治理，是解决该类简易填埋场垃圾渗滤液污染的有效途径。金口垃圾场正在采用该技术进行生态修复，并即将作为中国(武汉)国际园林博览会的主会场。已受污染的上层滞水，在垃圾堆体和场地经过修复治理、污染源得到有效控制甚至消除之后，高锰酸盐指数、氨氮等主要污染物将随时间推移实现自然衰减(生物降解)，水质也逐渐好转。由于上层滞水水量较小，因此不需进行专门处理，但仍需对地下水进行长期监测。

[1] 闵庆文，裴晓菲，余卫东.我国城市垃圾及其处理的现状、问题与对策[J].城市环境与城市生态，2002，15(6)：51-54.

[2] 薛宝琴，速宝玉，盛金昌，等.垃圾填埋场渗滤液的防渗措施和地下水的污染防护[J].安全与环境科学，2002，2(4)：18-22.

[3] ZAFAR M，ALAPPAT B J.Landfill surface runoff and effect on water quality on river Yamuna[J].Journal of Environmental Science and Health，Part A：Toxic/Hazardous Substances and Environmental Engineering，2004，39(2)：375-384.

[4] JAIME A R，JORGE R H，OCTAVIO L M，et al.Assessment of groundwater contamination by landfill leachate：a case in México[J].Waste Management，2008，28(S1)：33-39.

[5] MAGDA M A，GABER I A.Impact of landfill leachate on the groundwater quality：a case study in Egypt[J].Journal of Advanced Research，2015，6(4)：579-586.

[6] 李玲，王颋军，唐跃刚，等.封场垃圾填埋场的治理与城市土地可持续利用[J].环境卫生工程，2013，21(3)：20-22，25.

[7] 洪梅，张博，李卉，等.生活垃圾填埋场对地下水污染的风险评价——以北京北天堂垃圾填埋场为例[J].环境污染与防治，2011，33(3)：88-91，95.

[8] 孟庆玲，马桂科，韩相奎，等.某固体废物填埋场对附近地下水的污染及水质评价[J].环境污染与防治，2013，35(10)：71-76.

[9] 王翊虹，赵勇胜.北京北天堂地区城市垃圾填埋对地下水的污染[J].水文地质工程地质，2002，29(6)：45-47，63.

[10] 杨明亮，骆行文，喻晓，等.金口垃圾填埋场内大型建筑物地基基础及安全性研究[J].岩土力学与工程学报，2005，24(4)：628-637.

[11] KJEDSEN P，BARLAZE M A，ROOKER A P，et al.Present and long-term composition of MSW landfill leachate：a review[J].Environmental Science & Technology，2002，32(4)：297-336.

[12] 彭永臻，张树军，郑淑文，等.城市生活垃圾填埋场渗滤液生化处理过程中重金属离子问题[J].环境污染治理技术与设备，2006，7(1)：1-5.

[13] 李启彬，刘丹.生物反应器填埋场理论与技术[M].北京：中国环境科学出版社，2010.

[14] DAVIS M L.环境工程导论[M].王建龙，译.3版.北京：清华大学出版社，2002.

[15] 黄剑，闫志为，张连胜.濮阳市李子园地区潜水含水层中COD的分布及衰减规律[J].桂林工学院学报，2007，27(4)：505-508.

[16] BANU S，BERRIN T.Parametric fate and transport profiling for selective groundwater monitoring at closed landfills：a case study[J].Waste Management，2015，38(1)：263-270.