周海燕 ，吳津錦 ，何小玲 ，康益超 ，邵越峰 ，裴高穎 ，余昀肖 ，姚 俊 ＊

（1.臺(tái)州學(xué)院 環(huán)境工程系，浙江 臺(tái)州 318000，2.浙江冶金環(huán)境保護(hù)設(shè)計(jì)研究有限公司，浙江 杭州 310007）

1引言

隨著城市化水平的日益提高，生活垃圾問題已成為人類生活的一大隱患。目前，我國城市垃圾的年產(chǎn)量已經(jīng)達(dá)到2億多噸，同時(shí)還在以每年10%的速度遞增，據(jù)調(diào)查我國已有2/3的城市陷入垃圾圍城之中［1］。為了解決日益嚴(yán)重的城市垃圾問題，許多研究者提出了各種垃圾處理技術(shù)。目前國內(nèi)外主要的垃圾處理技術(shù)有：①焚燒法；②堆肥法；③衛(wèi)生填埋法。其中衛(wèi)生填埋法是我國處理生活垃圾最主要的方法，大約90%的生活垃圾以填埋的方式進(jìn)行處理［2］。

但垃圾填埋也伴生著很多污染問題。較多研究者通過對(duì)填埋場(chǎng)周邊水體環(huán)境監(jiān)測(cè)發(fā)現(xiàn)，填埋場(chǎng)滲濾液對(duì)周邊水體形成了一定程度的重金屬污染［3，4，5］。目前大多數(shù)研究集中于滲濾液中重金屬濃度變化，但重金屬濃度變化無法準(zhǔn)確的反應(yīng)滲濾液中重金屬對(duì)環(huán)境造成的影響,滲濾液中重金屬形態(tài)分布對(duì)其環(huán)境污染效應(yīng)影響較大，不同形態(tài)的重金屬對(duì)環(huán)境的影響程度不同。因此，要分析生活垃圾滲濾液中重金屬對(duì)環(huán)境的影響程度，必須研究滲濾液中重金屬的形態(tài)分布。

為此，本研究模擬了一套衛(wèi)生填埋場(chǎng)裝置，選擇了生活垃圾中含量較高、遷移性較強(qiáng)的Zn作為研究對(duì)象，研究了生活垃圾填埋過程中，滲濾液中Zn濃度及形態(tài)分布的變化，為填埋場(chǎng)滲濾液污染控制提供參考。

2 材料和方法

2.1 實(shí)驗(yàn)裝置

模擬垃圾填埋場(chǎng)內(nèi)徑為0.3m，高為1m，容量為65L。模擬填埋場(chǎng)共設(shè)計(jì)了4個(gè)出口，由上到下依次是：頂蓋處的導(dǎo)氣口；外側(cè)的垃圾上層取樣口和垃圾下層取樣口；底部的滲濾液排放及采樣口。在填埋場(chǎng)底部均勻鋪設(shè)碎石，厚度為100mm，以防止?jié)B濾液出口堵塞。而頂部鋪設(shè)了100mm高的細(xì)沙，其它的剩余部分則作為氣室。具體如圖1所示。

圖1 模擬填埋場(chǎng)裝置示意圖

2.2 生活垃圾

本次研究所采用的生活垃圾取自垃圾中轉(zhuǎn)站。為了確保所取的生活垃圾樣品具有代表性，我們?cè)谝惶靸?nèi)的早晨至上午（即5:00-10:00）和下午至晚上（即16:00-21:00）進(jìn)行隨機(jī)采樣。在垃圾槽(位于中轉(zhuǎn)站的壓縮車前)內(nèi)多個(gè)布點(diǎn)，每隔1個(gè)小時(shí)隨機(jī)采集一次垃圾樣品，最后一共采得垃圾500kg。此后將所采得的生活垃圾通過反復(fù)翻推、擠壓，使其混合均勻。最后采用人工破碎的方式處理，獲得粒徑約為10mm×30mm的垃圾樣品，需要注意的是破碎過程中要剔除玻璃、石塊等惰性物質(zhì)。

取50kg已破碎好的垃圾樣品填入模擬填埋場(chǎng)中，其間用鐵棒反復(fù)壓實(shí)，使填埋密度達(dá)到0.78t/m3，再通過添加自來水使其含水率達(dá)到75%。模擬填埋場(chǎng)參照傳統(tǒng)的衛(wèi)生填埋場(chǎng)進(jìn)行管理。

2.3 分析方法

本次實(shí)驗(yàn)共計(jì)持續(xù)275d，在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中，每隔一定的時(shí)間取滲濾液樣品進(jìn)行測(cè)定。滲濾液pH以pH-3型精密酸度計(jì)進(jìn)行測(cè)定；滲濾液的溶解性有機(jī)碳 （DOC）、S2-濃度分別以TOC測(cè)定儀 （日本Shimadzu）和［H］還原-砷發(fā)生器吹脫-亞甲基藍(lán)分光光度法進(jìn)行測(cè)定。滲濾液經(jīng)濃HNO3消解后以原子吸收法測(cè)定Zn的濃度，測(cè)定波長為213.9nm。滲濾液中Zn的形態(tài)分析參照Driscll的方法進(jìn)行［6］，該方法將滲濾液依次通過0.45μm的濾膜和強(qiáng)酸型陽離子交換樹脂，最終將Zn分為膠體態(tài)、穩(wěn)定化合物態(tài)和自由離子態(tài)。

3 結(jié)果與討論

3.1 滲濾液理化性質(zhì)的變化

填埋場(chǎng)滲濾液pH隨時(shí)間t的變化如圖2所示。滲濾液的pH呈先上升后下降，然后逐漸趨于平穩(wěn)的態(tài)勢(shì)。填埋場(chǎng)運(yùn)行第1d，滲濾液的pH較低，為5.1。這可能是由于垃圾中果皮等廚余垃圾比重較大，產(chǎn)生了較高濃度的有機(jī)酸所致。在實(shí)驗(yàn)進(jìn)行的1-37天，pH值有所上升，至第37天，滲濾液pH達(dá)到6.7。這可能是由兩方面的原因引起的，一是滲濾液有稀釋作用，它的外排降低了有機(jī)酸含量。二是填埋場(chǎng)運(yùn)行初期殘留下來的氧氣加速了有機(jī)酸的好氧降解［7，8］。此后滲濾液pH值呈下降趨勢(shì)。直到實(shí)驗(yàn)進(jìn)行到第129d，滲濾液的pH值有所上升并保持在一個(gè)穩(wěn)定水平。值得注意的是，填埋場(chǎng)運(yùn)行初期（即1-7d），滲濾液的pH遠(yuǎn)低于其他時(shí)間段，這意味著填埋場(chǎng)運(yùn)行初期的重金屬遷移和釋放行為可能較為活躍，應(yīng)該加以重視。

由于生活垃圾的非均相特性，滲濾液中DOC濃度具有一定的波動(dòng)性。但總體上滲濾液DOC濃度呈先上升，后保持平穩(wěn)的態(tài)勢(shì)。在填埋場(chǎng)運(yùn)行1-88d，滲濾液DOC濃度從20724mg/L上升至37354mg/L，這可能是由于填埋初期，垃圾中有機(jī)質(zhì)降解為小分子有機(jī)物進(jìn)入滲濾液中。填埋場(chǎng)運(yùn)行至88天以后，滲濾液中DOC濃度略有下降，并基本保持在33000mg/L左右。

圖2 滲濾液的pH，DOC濃度變化

3.2 滲濾液中Zn的濃度

滲濾液中Zn的濃度變化如圖3所示。由于生活垃圾的非均相特性，滲濾液中Zn的濃度呈現(xiàn)一定的波動(dòng)性。但總體來看，隨著填埋的進(jìn)行，滲濾液中Zn的濃度呈下降趨勢(shì)。填埋場(chǎng)運(yùn)行的第1天，滲濾液中的Zn濃度是17.1mg/L，到第275d，其濃度降至5.2mg/L。填埋運(yùn)行初期，滲濾液中較高的Zn濃度可能與較低的pH環(huán)境以及垃圾中易溶出的Zn大量溶出有關(guān)。隨著填埋的進(jìn)行，滲濾液pH有所升高（圖2），導(dǎo)致滲濾液中Zn濃度有所降低。尤其是填埋場(chǎng)運(yùn)行至第22天，滲濾液pH從5.2迅速提升至6.7，導(dǎo)致了滲濾液中Zn的濃度急劇降低。再者，填埋場(chǎng)運(yùn)行一定時(shí)間后，吸附于垃圾表層的易溶出Zn量已逐漸釋放，滲濾液中Zn主要來自垃圾降解后，與垃圾深度結(jié)合的Zn，這可能是造成滲濾液中Zn濃度下降的另一原因［9］。將滲濾液中Zn的濃度與滲濾液pH進(jìn)行相關(guān)性分析表明，在整個(gè)填埋過程中二者沒有明顯的相關(guān)關(guān)系，表明除pH外，滲濾液中Zn的濃度還受到其他因素較大的影響。

然而，即使?jié)B濾液中Zn的濃度有所下降，其濃度依然超過《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB8978-1996）一級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)的限定值（2.0mg/L）。因此，在填埋場(chǎng)運(yùn)行過程中，必須對(duì)Zn的污染進(jìn)行全程監(jiān)控。

圖3 滲濾液中Zn濃度的變化

3.3 滲濾液中Zn的形態(tài)分布

在填埋場(chǎng)初期，滲濾液中Zn的主要存在形式為穩(wěn)定化合態(tài)F2和自由離子F3形式存在(圖4)，兩者所占比例分別為35.0%和65.0%。隨著填埋的進(jìn)行，以膠體態(tài)F1形式存在的Zn的比例逐漸增加，由0%上升至74.0%。而以自由離子態(tài)形式存在的Zn的比例有所下降，到填埋場(chǎng)運(yùn)行的第230天，所占比例僅為12.1%。滲濾液中以穩(wěn)定化合態(tài)形式存在的Zn的比例變化呈先上升后下降的過程。這是由于填埋初期，滲濾液中有機(jī)物含量增加（如圖2所示），使得相當(dāng)數(shù)量的Zn與小分子有機(jī)物結(jié)合，形成穩(wěn)定化合態(tài)，因此比例上升。但隨著填埋的進(jìn)行，滲濾液中的有機(jī)物逐漸向大分子有機(jī)物（如腐植酸等）轉(zhuǎn)變，而后者會(huì)與重金屬結(jié)合形成大顆粒物質(zhì)［10-12］，使Zn的形態(tài)漸漸向膠體態(tài)發(fā)展，因而其比例不斷下降。從滲濾液Zn的形態(tài)變化可以看出，滲濾液中的Zn逐漸由小分子形態(tài)向大分子形態(tài)轉(zhuǎn)化［13］。此外，將滲濾液pH與Zn的形態(tài)分布進(jìn)行相關(guān)性分析表明，滲濾液pH與Zn的形態(tài)分布不具備明顯的相關(guān)性，表明pH不是影響滲濾液中Zn的形態(tài)分布的主要因素。

圖4 滲濾液中Zn形態(tài)分布變化

從環(huán)境安全的角度看，以自由離子態(tài)形式存在的重金屬具有較強(qiáng)的生物可利用性，而以穩(wěn)定結(jié)合態(tài)或膠體態(tài)形式存在的重金屬難以被生物所利用，對(duì)環(huán)境的影響相對(duì)較小。根據(jù)本次研究的結(jié)果，隨著填埋的進(jìn)行，滲濾液中的Zn逐漸由小分子形態(tài)向大分子形態(tài)轉(zhuǎn)化，表明Zn的生物可利用性隨著填埋的進(jìn)行逐漸降低。同時(shí)，滲濾液中Zn的濃度呈下降的趨勢(shì)，因此可以推測(cè)，在填埋初期，滲濾液中Zn的環(huán)境影響大于填埋場(chǎng)運(yùn)行后期。

4 小結(jié)

滲濾液中Zn的濃度隨著填埋的進(jìn)行逐漸降低，這與填埋場(chǎng)pH環(huán)境的變化以及垃圾表面易溶出Zn的溶出行為有關(guān)。然而，即使Zn的濃度有所降低，其依然超過了相關(guān)的污染排放限值。此外，對(duì)滲濾液中Zn的形態(tài)分布進(jìn)行分析發(fā)現(xiàn)，隨著填埋的進(jìn)行，滲濾液中的Zn逐漸從小分子形態(tài)向大分子形態(tài)轉(zhuǎn)變，表明其生物可利用性逐漸降低。結(jié)合滲濾液中Zn濃度的變化，可以推測(cè)填埋初期滲濾液中Zn的環(huán)境影響大于填埋后期。

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