垃圾填埋場污水ph值

① 垃圾填埋場環境監測標准值是多少

《生活垃圾填埋污染控制標准》(GB16889-2008)中對生活垃圾進行填埋有很具體的要求，其中，回對浸出液污染答物濃度限值如下表：

還對甲烷的排放有了進一步的要求。

更詳細的資料，請查看《生活垃圾填埋污染控制標准》(GB16889-2008)

② 生活垃圾衛生填埋的危險有害因素有哪些

1垃圾填埋場二次污染物對周邊環境的影響
填埋場內部的垃圾經微生物、化學反應產生的二次污染物主要包括垃圾填埋氣和滲濾液。
1.1垃圾填埋氣
垃圾填埋氣體是指在垃圾填埋過程中，被堆積或填埋的城市生活垃圾中所含的大量有機物，經微生物厭氧消化、降解所生成的氣體。垃圾填埋氣是一種混合氣體，它的產生和釋放是由垃圾的組分、垃圾場的水分狀況、垃圾溫度、pH值、氣象條件、垃圾年齡、垃圾場構造及環境地質等條件決定的。
垃圾填埋氣有多種釋放途徑：一方面可以通過填埋場表面向大氣無序擴散；另一方面，填埋氣體可以通過地下岩土中的地質構造，如裂隙等向填埋場周邊地區橫向水平遷移擴散，使填埋氣遷移到離填埋場較遠的地方才釋放進入大氣。
垃圾填埋氣的成分主要分3類：
（1）甲烷和二氧化碳，總體積占垃圾填埋氣總量的95%～99%，其中甲烷佔50%～70%，二氧化碳佔30%～50%。據統計，每噸垃圾在填埋場壽命期內大約可產生100～200m3的填埋氣體。英國的垃圾填埋場每年向外排放220萬噸甲烷，美國的垃圾填埋場每年向外排放1160萬噸甲烷№1。甲烷和二氧化碳是主要的溫室氣體，其產生的溫室效應對全球環境將造成很大的影響，而其中甲烷當量體積的溫室效應潛在值是二氧化碳的21倍。隨著垃圾產生量的增長，我國垃圾填埋場甲烷排放量占溫室氣體排放總量的份額將從2000年的3.38%，增加到2020年的7.19%，對垃圾填埋氣的控制和利用已成為我國城市垃圾管理領域的重要課題。二氧化碳的密度是空氣的1.5倍，甲烷的2.8倍，有向填埋場底部運動的趨勢，最終可能在填埋場的底部聚集。
（2）硫化物、氨氣和氮氣等，這些氣體的含量占垃圾填埋氣總體積的5%左右；這類氣體是造成垃圾填埋場周邊大氣惡臭的主要原因，空氣中只要含體積濃度為1×10-5的硫化氫，2×10-5的二氧化硫或2×10-1的硫醇，人們就能聞到惡臭味。垃圾填埋場造成的惡臭污染范圍一般在2km區間內，在不利的逆溫條件下惡臭范圍可達6km以上。對我國329個城市生活垃圾處理場的調查結果表明，各填埋場的無組織排放廢氣中硫化氫的超標率為7.6%，超標倍數為0.5～24。
（3）微量氣體，這些微量氣體種類多、成分復雜，主要包括一些微量揮發性有機化合物（volatile organic compounds，VOCs），如芳香族、脂肪族碳氫化合物及其它微量氣體，總數達100多種。Young等測定了英國3個垃圾填埋場空氣中的微量VOCs，共檢出154種化合物，其中116種在各填埋場中均可檢測到。美國加利福尼亞大氣資源委員會調查了66個垃圾填埋場，全部檢測到諸如苯、甲苯、三氯乙烯、氯仿和氯乙烯等有毒有害有機污染物。鄒世春等對廣州某一垃圾填埋場大氣中的VOCs進行定性和定量分析，結果表明，在檢測到的60種微量氣體中，有17種為美國環保局（USEPA）優先控制污染物，苯及烷基苯化合物濃度最高，在2.54～1508.48g/m3之間。盡管垃圾填埋氣中微量氣體體積百分比不足1%，但這些氣體揮發性較強、毒性較大，對環境的污染比較嚴重，其潛在的毒性已引起了廣泛的關注。 #p#分頁標題#e#
垃圾填埋場空氣中有害氣體的濃度分布規律大致為：新填埋區比已填埋區高，場內比場外高，地勢低的比地勢高的高，下風向處比上風向處高。
垃圾填埋氣的釋放對垃圾場周邊環境造成不利影響，其潛在的燃爆危險對填埋場工作人員的健康和安全產生極大的危害和威脅。近年來，已經發生了數起垃圾填埋場填埋氣體爆炸燃燒造成人身傷亡的事故。
1.2垃圾填埋滲濾液
垃圾填埋滲濾液是指垃圾在堆放和填埋過程中由生物和化學降解作用，雨水的淋浴、沖刷以及地表水和地下水的浸泡而過濾出來的一種含有高濃度懸浮物和高濃度有機或無機成分的污水，其形成的特殊性導致了其水質的復雜性。
垃圾滲濾液中的有機物可分為低分子量的脂肪酸類、中分子量的富里酸類物質和腐殖質類高分子量碳水化合物等。目前，國內外許多學者對滲濾液中有機物成分進行了分析，結果都表明滲濾液中有機污染物百分復雜，其中以烷烴、芳烴類較多，此外也可能存在一些酸類、醇類、酚類、酮類、醛類、醯胺類等，許多成分是過去自然界從未出現過的人工合成有機化合物，其中相當數量的化合物為致癌、促癌、輔致癌的有毒有機污染物。尤其是當生活垃圾與部分工業垃圾混合時，成分更為復雜。鄭曼英等對廣州大田山垃圾填埋場進行了采樣分析，在滲濾液中檢出的主要有機污染物77種，其中芳烴類29種，烷烴烯烴類18種，酸類8種，酯類5種，醇、酚類6種，酮、醛類4種，醯胺類2種，其他5種。這77種有機污染物中含有已被確認的致癌物1種，其相對含量為77種有機污染物之首，促癌物或輔致癌物5種。Pirbazari等對West Covina垃圾填埋場滲濾液進行研究，也檢出了18種特殊有機物。
重金屬在滲濾液中絕大部分以化合物或配合物的形式存在，而具體的存在形式與污水的pH值、水中有機物的濃度密切相關。一般來說生活垃圾的填埋場滲濾液中金屬離子的濃度通常比較低，但對工業垃圾和生活垃圾混合填埋的垃圾場來說，重金屬離子的溶出量明顯增加。Jensen等對丹麥4個填埋場滲濾液中重金屬的含量進行了調查分析，結果如下：鎘（0.2～3.6μg/L）、鎳（28～84μg/L）、鋅（85～5310μg/L）、銅（2～34μg/L）、鉻（0～188μg/L）、鉛（0～16μg/L）。調查表明，大部分重金屬與滲濾液中的膠體結合，不同的重金屬結合的比例不同。通常生物毒性最大的是自由態離子（有機汞等是例外）。我國垃圾滲濾液處理的研究起步較晚，對滲濾液中重金屬離子的專項研究則更少，少量的文獻數據差別也較大，這與我國地域遼闊，同時垃圾的收集填埋不規范，垃圾中含有不同工業廢物等因素有關。
垃圾中含有大量的微生物，滲濾液中微生物的種類與填埋場垃圾中所含的微生物種類基本相同，主要含有亞硝化細菌和硝化細菌、反硝化細菌、脫硫桿菌、脫氮硫桿菌、鐵細菌、硫酸鹽還原菌以及產甲烷菌等7類細菌。此外，滲濾液中還含有大量的病原菌及致病微生物，例如沙門菌屬等。在非法填埋的醫院垃圾中，還可以檢出柯薩奇病毒等可能引起傳染性疾病的病毒。
固體廢物，甚至是有毒的危險品在填埋過程中產生的滲濾液含有大量有毒有害物質，滲濾液長期向地下滲涮訓，如不妥善處理，會對周邊的環境成嚴重污染。我國武漢市某老垃圾填埋場中重金屬對環境產生嚴重不良影響，其下土層中重金屬影響的深度已達到地面以下20～25米，在這個深度內，鉛、汞、鎘、鉻、銅、鎳等濃度均大量增高。
Hallbourg等對美國佛羅里達中北部的垃圾填埋場的地下水和地表水的研究結果表明，水體中存在著大量芳香族有機組分及固體廢物中未被分解的優先控制有機污染物。美國大約有18500個垃圾填埋場，幾乎有一半對水體都產生污染。萊茵河地區因垃圾堆滲濾水污染地下水，使很多自來水廠關閉。目前我國有近90%垃圾填埋場沒有隔水層。長期以來，垃圾填埋場滲透出的污水大部分滲入到地下水中。國土資源部1981～1984年和2000～2002年兩輪全國地下水資源評價結果表明，我國地下水污染范圍日益擴大，全國2/3城市地下水水質普遍下降，300多個城市由於地下水污染造成供水緊張。不僅地下水污染物的成分越來越復雜，而且污染程度和深度也在不斷地增加。有些地區深層地下水中已有污染物檢出。我國蘭州雁灘、馬灘水源地部分水井因滲濾液污染而廢棄。
廢棄物滲入土壤中對生態環境也會造成長期的不可低估的影響。殘留毒害物質不僅在土壤里難以揮發消解，而且能殺死土壤中的微生物，改變土壤的性質和結構，阻礙植物根系的生長和發育，並在植物體內蓄積。

③ 污水處理

污水處理對地下水產生的污染主要是化學和生物污染，其影響的程度主要取決於污水的處理方法、含水層的水文地質和水文地球化學條件。

污水處理中引起地下水污染的做法主要包括用處理後的污水進行灌溉、用污泥施肥、有意或無意的污水入滲、生活污水管的泄漏以及污水對井的地表污染。

致病微生物是被污水污染的地下水對人體產生的最大威脅，Yates等（1993）綜述了細菌和病毒污染對人體健康產生的影響，並對其在地下水中的遷移和最終結局進行了討論。據此，他們認為20世紀80年代美國由飲用水傳染的大約200種疾病中，約1/2是由未處理或消毒不充分的地下水所引起的。

在地下水流系統中，細菌和病毒可存活數月，運移數百米（Yates等，1993）。這兩種微生物都是在低溫下可存活更長的時間，當溫度為8℃時，它們甚至可以無限期地存活。物理性的過濾可阻止細菌的運移，尤其是在細顆粒的土壤中更是如此。但病毒的體積很小，大部分的土壤不能使其含量明顯地減少。吸附是使兩種微生物含量減少的重要作用，Langmuir和Freundlich吸附等溫線均可用來描述地下水運移過程中兩種微生物的吸附作用。

污水的化學污染比生物污染的公認程度更高，污水中的許多污染物（如硝酸根）同時還與其他類型的污染相關。在污水中還含有各種類型的其他大量或微量組分，它們或者對人體健康有影響，或者可用來示蹤污染暈。幾乎所有常見的穩定同位素都可用來研究污水的污染問題。

5.2.3.1 污水處理廠對地下水的污染

污水可使用多種技術進行處理，污水處理的程度可劃分為初級、二級和三級（高級）。初級處理是指通過濾網或沉澱池除去其中的固體，二級處理指的是使用微生物除去廢水中的有機負荷，三級（高級）處理則是指去除廢水中特定化學物質（如硝酸根、磷酸根）的過程。經過二級處理後，廢水就允許排泄到天然水道中，或通過滲床滲入地下，或用來灌溉農田、高爾夫球場及其他的植被。其對地下水的影響就是在這些處置過程中發生的，從廢水中分離出的固體可進一步進行處理，或者在垃圾填埋場中填埋，或者用於施肥以提高土壤肥力，這樣，污泥的淋濾也會對地下水產生影響。

在美國農村地區的小社區，對污水進行二級處理的最常見方法就是氧化池（或污物穩定池）法。氧化池通常由一系列的蓄水池組成，污水依次通過各處理單元時其處理程度逐步加深，氧化池同時使用了好氧和厭氧過程來處理廢水中的 BOD。這種方法與其他方法相比要相對經濟一些，特別適用於土地面積不受限制的地區。Kehew（1984）和Bulger等人（1989）研究了美國北達科他州McVille污水處理場地對地下水的影響，該處理系統的蓄水池建設在可滲透的冰水沉積物上，要使廢水在池中有適宜的停留時間，必須對各處理單元進行襯砌。但三個處理單元只有一個做了襯砌，當廢水水位超過襯砌的處理單元時，它就會向未襯砌的處理單元排泄，這時廢水便會快速地滲透到淺層潛水含水層中。從第二個處理單元開始向下遊方向，地下水中的溶解固體、溶解有機碳、銨、鐵以及其他組分都有升高（圖5-2-9）。在處理單元附近，地下水的實測pE值很低，隨著遠離蓄水池，pE值逐漸升高，這與富含有機污染物的污染暈非常類似。該場地中的一個有趣的現象就是，來自上游一個好氧填埋場的污染暈，似乎與廢物穩定池下部的還原性污染暈發生了混合，從而使還原成了（Bulger等，1989）。

馬薩諸塞州Otis空軍基地由於二級處理廢水通過滲床入滲所引起的地下水污染問題在文獻中報道很多（LeBlane，1984；Barber，1992），該基地的污水處理廠從1936年開始運營，通過它處理廢水被排放到了一個24.5英畝的滲床中，在滲床的下游，形成了一個4000 m長、1000 m寬、30 m深的污染暈。可用多種參數來勾畫污染暈的范圍（圖5-2-10），但硼是最有用的一種參數，這是因為硼是一種保守性組分，在運移過程中不怎麼發生化學反應，而且在背景地下水中不存在。硼之所以在污染暈中出現，是因為在洗衣粉中過硼酸鈉被用作為了漂白劑。在地下水中，硼是以原硼酸（B（OH）₃）的形式存在的，它之所以沒有發生離解是因為污染暈的pH值要遠低於原硼酸的pK_a值。污染暈還可用電導率、氯濃度以及其他參數來勾畫。在二級處理廢水中DOC的含量大大減小，同時，大於背景值（2～5 mg/L）的DOC足以在污染暈中形成缺氧（反硝化作用）的條件。向下遊方向，污染暈與含氧補給水的混合可導致銨的硝化，盡管地下水中的濃度一般低於5 mg/L。處理後的廢水中，磷的濃度通常也相對較高，它在地下水中通常是以正磷酸根的形式存在的。由於磷酸根易於被含水層介質所吸附，或以低溶解度的磷酸鐵或磷酸鋁的形式沉澱，因此在污染暈中，磷酸根常常被強烈阻滯。

圖5-2-9 McVille污水處理場地中溶解有機碳的分布

Otis空軍基地污染暈的一個有趣現象是其含有來自家用洗潔劑中的化合物，根據測試這些物質所採用試劑的名稱（Methylene Blue Active Substances-亞甲藍活性物質），其在地下水中的含量通常用MBAS來表示。這些化合物一般由陰離子型表面活性劑組成，它們在地下水中的遷移性很強。洗潔劑在美國的使用大約始於1946年，1953年它們的使用量超過了肥皂。1964年之前，洗潔劑中最常用的表面活性劑是烷基苯磺酸鹽（ABS），它基本上是不可生物降解的。1964年，它開始被較易生物降解的表面活性劑——線性烷基磺酸鹽（LAS）所代替。MBAS在污染暈中的分布保存了洗潔劑使用的這一歷史，MBAS的最大濃度出現在污染暈的最前端（圖5-2-11），這些較高的濃度范圍反映了ABS的存在，而接近污染源的較低的濃度表明了污染暈中的LAS通過生物降解作用被去除了。

在污染暈中還檢測到了多種類型的其他合成揮發性和半揮發性化合物，它們均來源於家用洗潔劑及其他各種類型的產品，其中含量最大的是三氯乙烯（TCE）和四氯乙烯（PCE），它們在污染暈中的濃度已超過限制界限（Barber，1992）。

圖5-2-10 馬薩諸塞州Otis空軍基地硼在地下水垂直剖面中的分布（1978.5～1979.5）

5.2.3.2 化糞池系統

在北美缺乏下水道的大部分地區，化糞池系統是廢物處置的首選方法。據估計，美國三分之一的廢水是通過化糞池系統處理的。在該系統中，廢水在一個水池中通過沉澱作用與固體廢物分離，然後被排放到多孔排泄瓦筒中，進而釋放到濾床，在這里，廢水很快地滲入了土壤。另一種方法是在表層土壤中垂直安裝多孔下水管，用以代替濾床。化糞池系統的原理是，通過土壤的過濾，可除去廢水中的污染物。很遺憾的是，很多化糞池系統都在淺層潛水中形成了污染暈，它可對附近的水井和地表水體產生影響。

對化糞池系統污染暈水文地球化學過程的研究是近年來研究工作的一個焦點（Harman等，1996；Robertson等，1991，1998；Tinker，1991；Aravena and Robertson，1998；Robertson，1995；Robertson and Cherry，1995），其中最受關注的污染組分是硝酸根和磷酸根。硝酸根有時可導致嬰兒發生致命性的疾病——高鐵血紅蛋白症，這主要是由於嬰兒血攜氧能力的減弱而造成的。硝酸根也是水體富營養化的養分元素，地下水則是這些水體的補給源。磷酸根雖然比硝酸根的遷移能力弱，它也是水體富營養化的主要誘因之一。致病微生物的遷移也是可滲透性含水層值得關注的問題。

Harman等（1996）研究了加拿大安大略省一個學校的化糞池系統，該系統位於一個淺層潛水含水層之中。在化糞池中，廢水是一種強還原性的溶液，具有很高的DOC，其中的氮主要以銨的形式存在。它在從濾床向地下水面運動的過程中發生了很大的變化，氧化過程使得DOC減少了90%，銨則全部轉化成了硝酸根。污染暈中硝酸根的濃度表示在圖5-2-12中，有機碳的氧化形成了CO₂，當含水層中沒有碳酸鹽礦物時，這將使地下水的pH值降低。當含水層中存在碳酸鹽礦物時，它們將發生溶解，對水溶液的pH值產生緩沖作用，使污染暈中Ca²⁺、Mg²⁺的濃度增大。

圖5-2-11 1983年Otis空軍基地地下水中MBAS的平面（a）和剖面（b）分布

Robertson等（1998）對比了安大略省各種水文地球化學環境下，10個化糞池系統污染暈中磷酸根的遷移能力。其中，—P平均濃度的變化范圍為0.03～4.9 mg/L，污染暈的延伸長度從1 m變化到70 m。這與此前人們的一般認識是矛盾的，通常認為磷酸根被強烈地吸附到了含水層固體表面上，對地下水不構成威脅。但這一觀測結果表明磷酸根在地下水中的遷移可成為一個重要的問題，尤其當小型湖泊周圍的住宅中具有獨立化糞池系統時更是如此。Robertson等得出結論認為，磷酸根在包氣帶中通過礦物的沉澱作用發生了衰減，這些礦物主要是藍鐵礦（Fe₃（PO₄）₂· 8H₂O）、紅 磷 鐵 礦（FePO₄·2H₂O）及磷鋁石（AlPO₄· 2H₂O）。水中磷酸根的平衡濃度受到了pH值的控制，在低pH值條件下的非鈣質含水層中，磷酸根的濃度受礦物溶解度的控制而保持在一個很低的水平上.在中等pH值條件下（這主要是由於含水層中含有碳酸鹽礦物而引起的），磷酸根的濃度可以很高。廢水一旦到達潛水面，尤其是當含水層中的金屬氧化物具有表面正電荷時，磷酸根含量的減少則主要是由含水層固體的吸附作用所控制的。由於吸附和沉澱作用的影響，磷酸根的遷移速度約為地下水的流速的二十分之一。氮、碳、氧、硫的穩定同位素在示蹤化糞池系統污染暈及相關的地球化學轉化作用中是非常有用的（Aravena等，1993；Aravena and Robertson，1998）。

圖5-2-12 一個化糞池系統污染暈中心線處硝酸根濃度等值線剖面圖

對化糞池系統致病細菌和病毒污染危害的評估，目前所作的研究工作還相對較少（Bitton and Gerba，1984；Bales等，1995；Canter and Knox，1985；Yates，1985）。很多微生物的分析和檢測都比較困難且昂貴，當前所進行的研究工作主要集中在確定指示性微生物的遷移特徵上，它能夠間接地表明相應致病微生物的潛在遷移特性。大腸桿菌常被用作為指示性細菌，人類的腸道病毒以及大腸桿菌噬菌體（一種能夠感染腸道大腸桿菌的病毒）常被用作為指示性病毒。

DeBorde等（1998）在研究美國蒙大拿州一個中學的化糞池系統時，闡述了其微生物的運移情況。該研究包括了對化糞池及污染暈中人類腸道病毒和大腸桿菌噬菌體的監測，以及在含水層中注入大腸桿菌噬菌體。雖然人類腸道病毒在化糞池和含水層中很少被檢測到，但在觀測孔中卻一直能夠檢測到大腸桿菌噬菌體。盡管含水層具有強烈的吸附作用，但在距注水井30 m之外的觀測孔中仍檢測到了細菌。由於含水層性質的變化多種多樣，因此對所有條件下致病微生物遷移的准確預測幾乎是不可能的。

5.2.3.3 污水灌溉

來自污水處理廠的污水及污泥經常被用來灌溉或施肥，這種處理方法對地下水化學成分的影響與化糞池系統是類似的，但其在含水層中的影響范圍要更大一些。用污水及污泥灌溉或施肥時對環境影響最大的污染物是硝酸根。如果場地下部具有好氧包氣帶，廢物中的有機氮或銨將被氧化為硝酸根。在飽水帶中，只要保持氧化性條件，硝酸根在遷移過程中將不發生任何轉化作用。Spalding等（1993）研究了內布拉斯加州的一個場地，在這里，一塊玉米田使用污泥進行施肥，從而在其下遊方向形成了一個很大的硝酸根污染暈（圖5-2-13）。濃度大於10 mg/L的的范圍在地下水位之下延伸了大約15 m，盡管一細粒沉積物透鏡體阻止了其進一步下滲。氮同位素分析證實氮的來源是動物排泄物。

地下水化學成分的其他變化是由於廢物中的DOC引起的，若大量的DOC到達了潛水面，地下水中將發生氧的消耗作用。在以色列，人們在一塊用廢水灌溉的耕地之下達30 m深的含水層中發現了厭氧過程的存在（Ronen等，1987），在這種條件下，有機碳通過包氣帶的遷移過程將長達15年。在前述內布拉斯加州的場地中，DOC在含水層深部引起了反硝化作用發生。地下水中其他主要離子的濃度也隨著硝酸根和DOC含量的增大而增加。污泥中金屬的含量一般很大，但吸附和沉澱作用通常限制了它們在地下水中的遷移。

圖5-2-13 使用污泥施肥形成的硝酸根污染暈

④ 垃圾填埋場滲漏液性質

垃圾填埋場滲出液組分復雜，對土壤和地下水的危害嚴重。表8.3.1列出了部分國家垃圾填埋場滲出液中的污染組分數據，各指標數據范圍廣泛。表8.3.2是垃圾填埋場滲出液中的污染組分隨時間的變化，與我國飲用水的衛生標准相對照，好多指標在經歷幾十年後才能恢復到污染前的水平，說明垃圾填埋場的自然消化時間是很長的。

表8.3.1 部分國家垃圾填埋場滲出液中污染組分數據范圍

表8.3.2 垃圾填埋場滲出液中污染組分隨時間的變化趨勢

8.3.1.1 滲漏液的物理、化學、生物行為

污染物在地下的遷移方式是多種多樣的，有機械作用、物理化學作用和生物作用。污染物的轉化作用方式更為多樣，包括物理化學作用、化學作用和生物化學作用幾大方面，遷移和轉化經常是交織在一起，使環境中的化學品的種類變得更為多樣化，分布更廣（表8.3.3、表8.3.4）。遷移和轉化的結果是污染物的濃度降低、毒性減弱，例如有機物在微生物的作用下，分解成二氧化碳和水；也有可能使污染物的濃度提高，毒性增強，如含汞廢水排入水體後，轉化為甲基汞，容易在魚體內積累，毒性增強（沈德中，2002）。

表8.3.3 污染物的遷移和轉化

表8.3.4 污染物的轉化

趙（Zhao）等在2000年對上海市的垃圾滲漏液中主要的污染物進行了分析，這些數據取自1995年4月到1998年10月的監測結果。見圖8.3.1～圖8.3.3。同時通過數學模擬的方法預測了主要污染物達到國家固體廢棄物排放標准所需的時間（表8.3.5）。COD（化學需氧量）＜100 mg·L^-1和BOD（生物需氧量）＜30 mg·L^-1，需15年的自然降解過程。NH₃-N（氨態氮）達到15 mg·L^-1的排放標准需至少23～26 a甚至更長。Cl^-的天然降解速度最慢，達到農業灌溉標准200 mg·Cl^-·L^-1，至少需58年。預測模型用1989～1993年的數據進行了驗證，是可行的，除pH值外，其他指標的變化均符合對流-擴散模型。

圖8.3.1 pH值和Cl^-濃度隨降解時間的變化曲線

圖8.3.2 濁度和NH₃-N濃度隨降解時間的變化曲線

圖8.3.3 COD、BOD濃度隨降解時間的變化曲線

8.3.1.2 垃圾滲漏液的電化學特徵

日本政府為對付日益增加的垃圾，緩解本來就非常緊張的土地和地下水資源，提出了一套處理垃圾的有效措施，首先將垃圾進行分類處理，把可燃燒的垃圾和不可燃燒的垃圾分開，可焚燒的垃圾主要是生活廢棄物，其化學性質不穩定，隨時間變化，許多有毒有害的物質對周圍地下水和土壤造成難以彌補的危害。可焚燒的垃圾焚燒後把灰燼固化，再送入填埋場。填埋場建有防滲和污水收集系統，將收集的污水處理達到排放標准，這樣管理的垃圾場才能真正稱得上是受控填埋場。在這一過程中，對產生出的滲漏液的電化學特徵進行監測和研究滲漏液與周圍地層的電阻率關系也是非常重要的環節。以Boso Peninsula垃圾場為例，根據兩個鑽孔A、B的測量結果，滲漏液的氧化還原電位在+50～-50 mV之間，鑽孔A中（8～11 m深處）滲漏液溫度是30℃，pH值呈中性，電導率3.0～3.5 S/m。B孔滲漏液（7～10 m深處）22℃，偏鹼性，電導率0.6～1.0 S/m。由於電阻率還與溫度變化有關，溫度變化將引起水溶液中離子活動性的變化，電阻率隨溫度的升高而降低。所以電阻率是歸一到25℃的結果，見表8.3.6。

表8.3.5 Cl^-、濁度、NH₃-N、COD、BOD的數學模擬結果

表8.3.6 鑽孔A、B中垃圾滲漏液隨時間的降解變化

8.3.1.3 滲漏液電法探測的前提

垃圾滲漏液處理不當會直接污染地下水，含污染物的地下水系統可簡單描述為三部分，由上到下依次為：高阻不飽和帶（包氣帶），然後是被污染的低阻含水層，污染物主要聚集在潛水面之上，其次是電阻率中等的潛水層。這種系統是一種動態平衡過程，隨季節變化有時存在過渡帶。受污染地區地下水和土壤的化學性質和物理特徵發生變化（物性差異）是地球物理探測的前提。進入地下水中的絕大部分污染物具有化學活動性。當污染物進入地下水時，與周圍介質發生氧化還原反應，從土壤中萃取出部分離子（Fe²⁺、Fe³⁺、Ca²⁺、Mg²⁺）以及新形成的CaCO₃、MgCO₃等鹽類，從而改變了地下水的化學和電性特徵，為電法勘探（電阻率法、激發極化法）提供了物質基礎。其次酸性溶液可將土壤中的石英、長石等礦物侵蝕出來，增加了固體溶解物含量和孔隙度，在水位升降作用的帶動下，不斷為地下水帶入大量的固體物和可溶性顆粒。固體溶解物主要濃集在潛水面附近，形成一個透鏡狀或層狀異常體。總之，在潛水面附近離子濃度、鹽類、固體溶解物的濃度增加，對電磁反射的能力增強，為探地雷達（GPR）、淺層地震反射探測提供了物質基礎。李金銘（1999）等在實驗室對8種無機溶劑（CaSO₄、Pb（NO₃）₂、Al₂（SO₄）₃、ZnSO₄、Fe₂（SO₄）₃、CaCl₂、CuCl₂、NaCl）和4種有機溶劑（對苯二酚、洗滌劑、檸檬酸鐵銨、檸檬酸鉀）的實驗結果表明，對單一的受無機污染的水樣，當污染濃度在1～100 mg/L的低濃度段內，污染水的電阻率與潔凈水的電阻率差別不大。當污染濃度大於100 mg/L時，各污染物的電阻率差異開始有明顯的降低。對於有機、無機混合污染，實驗結果已證明情況也基本如此。

美國對2000多個固體垃圾填埋場布置的大量監測孔的水樣分析表明，無機污染物超過有機污染物。存在的 44 種無機污染物中，普遍存在 6 種離子（Cl^-，Na⁺，Fe³⁺，Ca²⁺，和SO^2-）。由此梅尼爾（Menil）提出土壤水電阻率（δ_W）計算的經驗公式

環境地球物理學概論

式中C_i和N_i為第i種離子的含量（g/m³）和離子遷移率（m²/s·V）。土壤體積電導率為

環境地球物理學概論

為電阻率和電磁法探測滲瀝液對土壤和地下水的污染提供了依據。

⑤ 生活垃圾填埋場污水排放執行什麼標准

氨氮廢水排放標准

我國現行的相關環保標准中涉及氨氮廢水排放指標的有《地表水環境質量標准》（GB?3838-2002）、《地下水環境質量標准》（GB/T14848-93）、《污水綜合排放標准》（GB8978-1996），以及相關行業型水污染物排放標准，氨氮標准限值范圍為0.02mg/L~150mg/L。部分相關環保標准規定氨氮標准限值，詳見表1。

表1相關環保標准中涉及氨氮指標情況

序 號 標准名稱 一級標准/排放標准限值（mg/L）

1 《地表水環境質量標准》（GB3838-2002） 0.15（Ⅰ類）

2 《地表水環境質量標准（GB/T14848-93） 0.02（Ⅰ類）

3 《污水綜合排放標准》（GB8978-1996） 15/25/50

4 《肉類加工工業水污染排放標准》（GB13457-92） 15

5 《合成氨工業水污染排放標准》（GB13458-2001） 150/40

6 《生活雜用水水質標准》（CJ/T48-1999） 10月20日

7 《檸檬酸工業污染物排放標准》（GB19430-2004） 100/80

8 《皂素工業水污染物排放標准》（GB20425-2006） 120/80

9 《紡織染整工業水污染物排放標准》（GB4287-92） 25/15

10 《啤酒工業污染物排放標准》（GB19821-2005） 15

11 《畜禽養殖業污染物排放標准》（GB18596-2001） 80

12 《醫療水污染物排放標准》（GB18466-2005） 15

13 《污水排入城市下水道水質標准》（CJ3082-1999） 35/25

14 《城鎮污水處理廠污染物排放標准》（GB18918-2002） 2025-8-5

15 《污水海洋處理裝置工程污染控制標准》（GB18486-2001） 25

16 《制漿造紙工業水污染物排放標准》（GB3544-2008） 2015-12-5

17 《生活垃圾填埋場污染控制標准》（GB16889-2008） 2025-8-5

《地表水和污水監測技術規范》（HJ/T91—2002）把氨氮列為河流、湖泊水庫和集中式飲用水源地的必測項目。鋼鐵工業、焦化、化肥（氮肥）、合成氨工業、紡織染整業、食品加工、屠宰及肉類加工、飲料製造業、航天推進劑、船舶工業、管道運輸業、賓館、飯店、游樂場所及公共服務行業、生活污水等排水單位，也把氨氮列為必測項目。

因此，氨氮指標的監控，在環境質量和污染控制中是十分重要的。上述標准中規定的分析方法大多為蒸餾和滴定法、納氏試劑比色法和水楊酸分光光度法，2008年實施的相關環保標准中增加了《水質氨氮的測定氣相分子吸收光譜法》（HJ/T195-2005）。

⑥ 垃圾填埋場里的污水怎麼處理

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⑦ 垃圾滲濾液可經污水管網排入污水處理廠嗎

不能來，因為現在污水進入城自市污水管網也是有水質要求的，一般都是要求達到國家三級排放標准以上，各地執行的標准也不一樣，比如有的地方要求的是COD500以下，有的地方要求的是COD1000以下，但有一點可以確定的是，垃圾滲濾液不經過處理達到污水管網進水標准之前，是不容許排進污水管網的，否則將作為偷排處理。

⑧ 滲濾液處理達標後，可不可以進污水廠，這個問題很糾結

1、垃圾滲濾液必須經過處理達到污水管網進水標准才可經污水管網排入污水處理廠。沒有達到標準是不容許排進污水管網的。
2、垃圾滲濾液是指來源於垃圾填埋場中垃圾本身含有的水分、進入填埋場的雨雪水及其他水分，扣除垃圾、覆土層的飽和持水量，並經歷垃圾層和覆土層而形成的一種高濃度的有機廢水。
3、城市垃圾填埋場滲濾液的處理一直是填埋場設計、運行和管理中非常棘手的問題。滲濾液是液體在填埋場重力流動的產物，主要來源於降水和垃圾本身的內含水。由於液體在流動過程中有許多因素可能影響到滲濾液的性質，包括物理因素、化學因素以及生物因素等，所以滲濾液的性質在一個相當大的范圍內變動。一般來說，其pH值在4～9之間，COD在2000～62000mg/L的范圍內，BOD5從60～45000mg/L，重金屬濃度和市政污水中重金屬的濃度基本一致。城市垃圾填埋場滲濾液是一種成分復雜的高濃度有機廢水，若不加處理而直接排入環境，會造成嚴重的環境污染。以保護環境為目的，對滲濾液進行處理是必不可少的。
4、污水管網就是一個城市或者一個區域把需要收集的排污口的污水收集起來，通過管道排到污水處理廠。這些管道就組成了網狀結構，俗稱管網。因為它是用來收集污水的，所以是污水管網。

⑨ 垃圾填埋場滲濾液能進污水處理廠嗎

能進污水處理廠處理，但水量不要超過城鎮污水處理廠處理能力的3%。垃圾滲濾版液屬於難處權理污水，通過加入城鎮污水處理廠是一種比較好的方法，但運輸費用比較高，加上水質特點，接收處理的污水廠需要較高的脫氮工藝。