生活垃圾填埋场渗滤液中Zn的形态分布特征研究

周海燕 ，吴津锦 ，何小玲 ，康益超 ，邵越峰 ，裴高颖 ，余昀肖 ，姚 俊 ＊

（1.台州学院 环境工程系，浙江 台州 318000，2.浙江冶金环境保护设计研究有限公司，浙江 杭州 310007）

1引言

随着城市化水平的日益提高，生活垃圾问题已成为人类生活的一大隐患。目前，我国城市垃圾的年产量已经达到2亿多吨，同时还在以每年10%的速度递增，据调查我国已有2/3的城市陷入垃圾围城之中［1］。为了解决日益严重的城市垃圾问题，许多研究者提出了各种垃圾处理技术。目前国内外主要的垃圾处理技术有：①焚烧法；②堆肥法；③卫生填埋法。其中卫生填埋法是我国处理生活垃圾最主要的方法，大约90%的生活垃圾以填埋的方式进行处理［2］。

但垃圾填埋也伴生着很多污染问题。较多研究者通过对填埋场周边水体环境监测发现，填埋场渗滤液对周边水体形成了一定程度的重金属污染［3，4，5］。目前大多数研究集中于渗滤液中重金属浓度变化，但重金属浓度变化无法准确的反应渗滤液中重金属对环境造成的影响,渗滤液中重金属形态分布对其环境污染效应影响较大，不同形态的重金属对环境的影响程度不同。因此，要分析生活垃圾渗滤液中重金属对环境的影响程度，必须研究渗滤液中重金属的形态分布。

为此，本研究模拟了一套卫生填埋场装置，选择了生活垃圾中含量较高、迁移性较强的Zn作为研究对象，研究了生活垃圾填埋过程中，渗滤液中Zn浓度及形态分布的变化，为填埋场渗滤液污染控制提供参考。

2 材料和方法

2.1 实验装置

模拟垃圾填埋场内径为0.3m，高为1m，容量为65L。模拟填埋场共设计了4个出口，由上到下依次是：顶盖处的导气口；外侧的垃圾上层取样口和垃圾下层取样口；底部的渗滤液排放及采样口。在填埋场底部均匀铺设碎石，厚度为100mm，以防止渗滤液出口堵塞。而顶部铺设了100mm高的细沙，其它的剩余部分则作为气室。具体如图1所示。

图1 模拟填埋场装置示意图

2.2 生活垃圾

本次研究所采用的生活垃圾取自垃圾中转站。为了确保所取的生活垃圾样品具有代表性，我们在一天内的早晨至上午（即5:00-10:00）和下午至晚上（即16:00-21:00）进行随机采样。在垃圾槽(位于中转站的压缩车前)内多个布点，每隔1个小时随机采集一次垃圾样品，最后一共采得垃圾500kg。此后将所采得的生活垃圾通过反复翻推、挤压，使其混合均匀。最后采用人工破碎的方式处理，获得粒径约为10mm×30mm的垃圾样品，需要注意的是破碎过程中要剔除玻璃、石块等惰性物质。

取50kg已破碎好的垃圾样品填入模拟填埋场中，其间用铁棒反复压实，使填埋密度达到0.78t/m3，再通过添加自来水使其含水率达到75%。模拟填埋场参照传统的卫生填埋场进行管理。

2.3 分析方法

本次实验共计持续275d，在整个实验过程中，每隔一定的时间取渗滤液样品进行测定。渗滤液pH以pH-3型精密酸度计进行测定；渗滤液的溶解性有机碳 （DOC）、S2-浓度分别以TOC测定仪 （日本Shimadzu）和［H］还原-砷发生器吹脱-亚甲基蓝分光光度法进行测定。渗滤液经浓HNO3消解后以原子吸收法测定Zn的浓度，测定波长为213.9nm。渗滤液中Zn的形态分析参照Driscll的方法进行［6］，该方法将渗滤液依次通过0.45μm的滤膜和强酸型阳离子交换树脂，最终将Zn分为胶体态、稳定化合物态和自由离子态。

3 结果与讨论

3.1 渗滤液理化性质的变化

填埋场渗滤液pH随时间t的变化如图2所示。渗滤液的pH呈先上升后下降，然后逐渐趋于平稳的态势。填埋场运行第1d，渗滤液的pH较低，为5.1。这可能是由于垃圾中果皮等厨余垃圾比重较大，产生了较高浓度的有机酸所致。在实验进行的1-37天，pH值有所上升，至第37天，渗滤液pH达到6.7。这可能是由两方面的原因引起的，一是渗滤液有稀释作用，它的外排降低了有机酸含量。二是填埋场运行初期残留下来的氧气加速了有机酸的好氧降解［7，8］。此后渗滤液pH值呈下降趋势。直到实验进行到第129d，渗滤液的pH值有所上升并保持在一个稳定水平。值得注意的是，填埋场运行初期（即1-7d），渗滤液的pH远低于其他时间段，这意味着填埋场运行初期的重金属迁移和释放行为可能较为活跃，应该加以重视。

由于生活垃圾的非均相特性，渗滤液中DOC浓度具有一定的波动性。但总体上渗滤液DOC浓度呈先上升，后保持平稳的态势。在填埋场运行1-88d，渗滤液DOC浓度从20724mg/L上升至37354mg/L，这可能是由于填埋初期，垃圾中有机质降解为小分子有机物进入渗滤液中。填埋场运行至88天以后，渗滤液中DOC浓度略有下降，并基本保持在33000mg/L左右。

图2 渗滤液的pH，DOC浓度变化

3.2 渗滤液中Zn的浓度

渗滤液中Zn的浓度变化如图3所示。由于生活垃圾的非均相特性，渗滤液中Zn的浓度呈现一定的波动性。但总体来看，随着填埋的进行，渗滤液中Zn的浓度呈下降趋势。填埋场运行的第1天，渗滤液中的Zn浓度是17.1mg/L，到第275d，其浓度降至5.2mg/L。填埋运行初期，渗滤液中较高的Zn浓度可能与较低的pH环境以及垃圾中易溶出的Zn大量溶出有关。随着填埋的进行，渗滤液pH有所升高（图2），导致渗滤液中Zn浓度有所降低。尤其是填埋场运行至第22天，渗滤液pH从5.2迅速提升至6.7，导致了渗滤液中Zn的浓度急剧降低。再者，填埋场运行一定时间后，吸附于垃圾表层的易溶出Zn量已逐渐释放，渗滤液中Zn主要来自垃圾降解后，与垃圾深度结合的Zn，这可能是造成渗滤液中Zn浓度下降的另一原因［9］。将渗滤液中Zn的浓度与渗滤液pH进行相关性分析表明，在整个填埋过程中二者没有明显的相关关系，表明除pH外，渗滤液中Zn的浓度还受到其他因素较大的影响。

然而，即使渗滤液中Zn的浓度有所下降，其浓度依然超过《污水综合排放标准》（GB8978-1996）一级排放标准的限定值（2.0mg/L）。因此，在填埋场运行过程中，必须对Zn的污染进行全程监控。

图3 渗滤液中Zn浓度的变化

3.3 渗滤液中Zn的形态分布

在填埋场初期，渗滤液中Zn的主要存在形式为稳定化合态F2和自由离子F3形式存在(图4)，两者所占比例分别为35.0%和65.0%。随着填埋的进行，以胶体态F1形式存在的Zn的比例逐渐增加，由0%上升至74.0%。而以自由离子态形式存在的Zn的比例有所下降，到填埋场运行的第230天，所占比例仅为12.1%。渗滤液中以稳定化合态形式存在的Zn的比例变化呈先上升后下降的过程。这是由于填埋初期，渗滤液中有机物含量增加（如图2所示），使得相当数量的Zn与小分子有机物结合，形成稳定化合态，因此比例上升。但随着填埋的进行，渗滤液中的有机物逐渐向大分子有机物（如腐植酸等）转变，而后者会与重金属结合形成大颗粒物质［10-12］，使Zn的形态渐渐向胶体态发展，因而其比例不断下降。从渗滤液Zn的形态变化可以看出，渗滤液中的Zn逐渐由小分子形态向大分子形态转化［13］。此外，将渗滤液pH与Zn的形态分布进行相关性分析表明，渗滤液pH与Zn的形态分布不具备明显的相关性，表明pH不是影响渗滤液中Zn的形态分布的主要因素。

图4 渗滤液中Zn形态分布变化

从环境安全的角度看，以自由离子态形式存在的重金属具有较强的生物可利用性，而以稳定结合态或胶体态形式存在的重金属难以被生物所利用，对环境的影响相对较小。根据本次研究的结果，随着填埋的进行，渗滤液中的Zn逐渐由小分子形态向大分子形态转化，表明Zn的生物可利用性随着填埋的进行逐渐降低。同时，渗滤液中Zn的浓度呈下降的趋势，因此可以推测，在填埋初期，渗滤液中Zn的环境影响大于填埋场运行后期。

4 小结

渗滤液中Zn的浓度随着填埋的进行逐渐降低，这与填埋场pH环境的变化以及垃圾表面易溶出Zn的溶出行为有关。然而，即使Zn的浓度有所降低，其依然超过了相关的污染排放限值。此外，对渗滤液中Zn的形态分布进行分析发现，随着填埋的进行，渗滤液中的Zn逐渐从小分子形态向大分子形态转变，表明其生物可利用性逐渐降低。结合渗滤液中Zn浓度的变化，可以推测填埋初期渗滤液中Zn的环境影响大于填埋后期。

［1］盖虹云，全翔翼.二恶英的毒性及其对人体健康的影响［J］．包头医学院学报，2002，18(4)：370．372.

［2］赖娟.垃圾渗滤液对土壤-植物系统的影响研究［M］.重庆：西南大学，2008.

［3］Christensen T H,Kjeldsen P,Bjerg P L,et al.Albrechtsen HJ,Heron G.Biogeochemistry of landfill leachate plumes ［J］.Applied Geochemistry,2001,16:659-718.

［4］Heron G,Bjerg P L,Gravesen P,et al.Geology and sediment geochemistry of a landfill leachate contaminated aquifer （Grindsted,Denmark） ［J］.Journal of Contaminant Hydrology,1998,29:301-317.

［5］Baumann T,Fruhstorfer P,Klein T,et al.Colloid and heavy metal transport at landfill sitesin direct contact with groundwater ［J］.Water Research,2006,40:2776-2786.

［6］Driscoll CT.A procedure for the fractionation of aqueous aluminum in dilute acidic waters ［J］.International Journal of Environmental Analytical Chemistry,1984,16:267-283.

［7］Long Y Y,Hu L F,Fang CR,et al.Releasing behavior of zinc in recirculated bioreactor landfill ［J］.Science of the Total Environment,2009,407:4110-4116.

［8］Long Y Y,Hu L F, Jiang C J, et al.Releasing behavior of copper in recirculated bioreactor landfill ［J］.Bioresource Technology,2009,100:2419-2424.

［9］Long Y Y,Shen D S,Wang H T,et al.Migration behavior of Cu and Zn in landfill with different operation modes ［J］.Journal of Hazardous Materials,2011,179:883-890.

［10］He P J,Xue J F,Shao L M,et al.Dissolved organic matter(DOM)in recycled leachate of bioreactor landfill ［J］.Water Research,2006,40:1465-1473.

［11］Wang F,Smith D W,Gamal El-Din M.Aged raw landfill leachate:Membrane fractionation,O3 only and O3/H2O2 oxidation,and molecular size distribution analysis ［J］.Water Research,2006,40:463-474.

［12］Li R,Yue D,Liu J,et al.Size fractionation of organic matter and heavy metals in raw and treated leachate［J］.Waste Management,2009,29:2527-2533.

［13］Ward M L,Bitton G,Townsend T.Heavy metal binding capacity(HMBC)of municipal solid waste landfill leachates ［J］.Chemosphere,2005,60:206-215.