可渗透反应墙修复垃圾填埋场砷污染地下水模拟评估研究

高晶霞 马志飞 白 杨 吕凤春 沃 强

（1山西晋环科源环境资源科技有限公司 2中国环境科学研究院3内蒙古辉河国家级自然保护区管理局）

囗试验研究

可渗透反应墙修复垃圾填埋场砷污染地下水模拟评估研究

高晶霞1马志飞2白 杨2吕凤春2沃 强3

（1山西晋环科源环境资源科技有限公司 2中国环境科学研究院3内蒙古辉河国家级自然保护区管理局）

以浙江省某垃圾填埋场为研究对象，采用Visual Modflow模拟软件预测了地下水污染羽分布规律及评估PRB修复的技术可行性。结果表明：垃圾填埋区重金属砷进入含水层，在地下水水流的作用下形成羽状体分布；填埋8 a后，地下水中砷的超标范围已经大面积扩散，增大危及人体健康的风险；在水流方向下游设置介质材料为Fe0填充的PRB，在清除污染源运行9 a时，污染程度显著降低。本研究可为地下水污染修复工程提供技术支撑。

垃圾填埋场 可渗透反应墙 地下水 砷污染 模拟评估 浙江省

随着工业经济的发展，地下水污染呈加剧态势，对其修复技术的应用也逐步提到了议事日程。事实上，欧美等经济发达国家，早在20世纪20-30年代就开始了地下水污染修复技术的研究。近几十年来，我国在地下水污染修复技术方面的研究取得了重大进展，已初步形成了较为系统的地下水污染修复技术[1]。地下水污染修复技术，一般可分为原位修复和异位处理两种，前者是指不对地下水进行抽取或运移，在原位直接修复受污染的地下水水体；后者是指通过抽水井将受污染的地下水水体抽至地面，然后利用水处理技术使其达标利用或排放。由于地下水污染具有隐蔽性、长期性等特点，且污染修复成本很高，因此，对于任何一种修复技术的应用效果，都需要进行严格的评估，以便进行优选推广。

目前，国内外对地下水污染修复技术的评估，以污染过程模拟和预测为主，评估方法主要有物理模拟和数值预测两种。物理模拟包括室内实验（即小比尺的土柱试验和离心模型试验）和大规模的现场试验。室内土柱试验实际应用比较简单易行，多被普遍采用，并取得了不少成果。但土柱实验不能模拟野外土体的重力效应以及相应的边界条件，对于观测污染物长期迁移方面存在较大局限性。土工离心模型试验，可在小比尺模型中较好地模拟现场应力场，水文地质条件与边界条件均能有效控制，并能较好地反映实际情况，为修复机理与数值分析方法提供了真实可靠的参数依据。根据相似率，试验模拟时间可以大大缩短，但是在物理化学相似比尺方面还需要做更多的工作，以充分把握试验手段的可行性、局限性以及数据的合理性。相对于物理模拟来说，数值预测方法成本较低，能够模拟多种复杂边界条件和不同历时问题，目前国内外不少学者已取得了运用数值模拟技术评价地下水污染修复效果研究成果，并筛选出了合适的修复方案。

基于此，本项研究以浙江省某垃圾填埋场为对象，针对污染情况，采用地下水可渗透反应墙技术（PRB）进行修复治理，并设置污染源未清除和清除两种情景，通过数值模拟评估垃圾填埋场地下水污染在两者情景下的治理效果，为地下水修复技术的应用提供技术支持。

1 场地水文地质概况

1.1 垃圾填埋场基本状况

所研究的垃圾填埋场，由最初的自发、无组织填埋，到作为临时填埋场，前后已有10 a以上时间，主要满足某镇及其他邻近村落的垃圾堆放，占地面积约4.33 hm2。目前，该垃圾填埋场已覆土封场，并在堆体东侧、北侧设人工导流渠，西侧、南侧修建围挡。根据现场踏勘以及所收集的资料，发现垃圾组成较复杂，以生活垃圾为主，现场挖掘发现垃圾中有大量塑料包装袋，垃圾中有石棉制品存在，现场周围没有其他污染源。由于当地地下水位埋深较浅，填埋场及邻近地域的主要地层为粉土或者填土，孔隙率高，含水量较大，且填埋期间未做任何防渗措施。因此，堆放的垃圾及其在降解过程中产生的污染物，极有可能已进入到地下水中。研究垃圾填埋场的位置及周边情况（见图1）。

图1 研究区域示意图

1.2 研究区水文地质条件

研究垃圾填埋场位于浙东盆地低山区和浙北平原区交叉地带，为姚江冲积河谷平原，属于宁绍平原的一部分，地形平坦开阔，地貌较为单一，地表均被第四系粉沙所覆盖，地面高差一般2.56-4.54 m。10 m以上土层由上至下为粉土与部分粉砂，土壤含水率高达25%-40%。区域内主要有两种赋存形式的地下水：（1）赋存于第二层粉土中的上层滞水，与大气降水和邻近河道互为补排；（2）赋存于第四、第六层的裂隙水。场地周边为农田、河流、干涸滩涂和人工湖，农田主要种植水稻、棉花、蔬菜、瓜果等作物。针对地下水的赋存形式，其含水层主要为浅层含水层和承压含水层，其中，浅层含水层厚度在25-30 m，其主要补给方式是侧向补给、河流补给以及大气降雨补给。隔水层主要是由黏土和粉质黏土组成。承压含水层介质基本为粉砂，其含水量较大，主要是越流补给以及山前补给。水文地质剖面图显示：浅层含水层介质主要是粉土，其中含有部分粉砂，黏土与粉质黏土很少，其厚度约为30 m。浅层含水层水位埋深2.5-5 m左右，由于区域内降雨丰沛，河网交错，浅层含水层的补给来源较多。区域内没有明显的抽水设施，均是自然排泄，故浅层含水层水位波动变化较小。

2 场地模型构建

2.1 模型概化

模型范围为简易垃圾填埋场及其周边人工湖、河流，研究区域东侧和北侧均为海涂，西北侧为人工湖，南侧为河流和农田，面积600×500 m2。区域内地势平缓，地貌较为单一，主要是滩涂。垃圾填埋区位于大坝的拐角处，堆埋高度8 m，呈长方形，占地面积4.33 hm2。

研究区地下水无人工开采，且无明显的天然出露水头；南部主要为农田，以旱作为主，灌溉部分主要靠地表水，地下水补给量较小。为了简化模拟地下水外界因素的影响，不考虑灌溉补给，主要考虑降雨补给和河流入渗。研究区域范围较小，达不到自然边界，将其概化为人为边界，即定流量边界。边界侧向流量可用达西定律计算。西部存在人工湖，填埋区南边和东边有河流，均概化为河流边界，且人工湖水位视觉判断高于地下水水位，即存在人工湖补给地下水的关系。东部边界为定水头边界。研究区域内上边界为潜水面，受补排量的影响，其主要接受大气降水补给；下边界裂隙含水层底部概化为隔水边界（图2）。

图2 概念模型边界条件的确定

2.2 水流模型建立

在水文地质概念模型建立的基础上，利用Visual Modflow建立地下水流数值模型。网格剖分采用有限差分的离散方法。模型网格剖分为60×50个网格，共300个小单元，其面积100 m2。模型中的水流定义非稳态流，即简化水流变化对污染物的运移影响。

运用有限差分法运算模型，初始时间为2003年1月1日，终止时间为2023年1月1日，且以1 a为一个应力期，每个应力期时间步长为10。研究区域面积较小，同时早期均是海滩，因此，研究区的渗透系数K值均一化较高。根据前人的研究资料，可知区域内的渗透系数为0.86-0.91 m/d。对于河流边界来说，其渗透系数取值参考压水试验及《水文地质手册》渗透系数经验值，综合取值为1 m/d。现场调研可知，其河床厚度基本在0.3 m左右。

2.3 溶质模型建立

溶质运移模型的范围和边界位置与水流模型一致，边界性质均按已知浓度边界处理，浓度值按垃圾填埋场渗滤液监测浓度均值输入。研究区域内的污染物主要以重金属为主，尤以砷（As）、Se最为严重。其中As的危害性比较大，长时间饮用含高浓度的As水会危害人类健康。因此，模拟特征污染物为As。运用MT3DMS模块进行污染物运移模拟研究，在此过程中主要是对As污染物对运移的弥散参数进行识别。由于填埋场源源不断地产生渗滤液进入地下水系统中，因此，模型中污染物应考虑为浓度不随时间变化的连续源，初始模拟值为实测渗滤液的浓度。

2.4 模型的识别与验证

运用已有信息，对模拟结果可靠性进行验证与识别。在已建立的水流模型中，输入溶质运移模型的各项参数，运行并校正。溶质运移模型中对流项选择隐式GCG解法，并选择MT3DMS模型运行。通过模拟可得，各层横向/纵向弥散度比率为0.1、垂向/纵向弥散度比率为0.01，达到了较为理想拟合结果。观测值与模型计算值间的比例均分布在二者相等的直线附近，说明观测值与模拟计算值相似性很高，拟合效果较好，可较为真实地反应地下水中污染物的运移情况。

3 PRB修复技术性能评估

3.1 污染预测结果分析

应用已建立的地下水流和溶质运移模型，进行研究区污染物运移范围预测。以砷浓度表示，并以《地下水质量标准》中的Ⅲ类标准为羽状体的最外围分界线，即地下水环境中砷污染物小于国家Ⅲ类标准不作考虑。预测结果，污染物的运移趋势分布如图3所示，污染羽状体沿着水流方向向下游扩散。垃圾填埋场运行5 a时，地下水就受到渗滤液的污染，但其污染范围较小，超过《地下水水质质量标准》Ⅲ类的区域仅在填埋区下方，其最高区域砷污染浓度约为0.17 mg/L。如果以2011年4月份地下水污染作为参考对比，此时砷的污染已扩散到200 m左右，到达下游农田地区，且其污染中心区域砷浓度增加至0.255 mg/L，超过标准约5倍，说明地下水中砷的污染已经存在危害人类健康的风险。但污染物的扩散速度和范围，并不是与时间呈简单的比例关系。如在垃圾填埋20 a后，在没有任何防护措施时，污染羽状体横向上的弥散范围并没有持续扩大，但沿着水流方向不断扩散，高值区域的浓度与范围也在不断增长，超标区域已经超出研究区域边界。因此，对于垃圾填埋场在没有采取任何防护措施的情况下，长期填埋会对地下水环境造成严重的污染。

图3 垃圾填埋不同时间的浅层地下水污染物运移趋势图

3.2 PRB修复技术性能评估

3.2.1 PRB设置位置

垃圾填埋场从2003年开始填埋，已经填埋时间约8 a，而在填埋过程中，没有采取任何防护措施。研究区域地下水埋深较浅，易于受到渗滤液的污染，因此根据模拟8 a的污染分布设置PRB反应墙体（见图4）。

3.3.2 PRB墙体参数确定

PRB墙体的设计宽度，主要取决于修复反应进行完全所需时间的多少，即污染物进入PRB墙体时，具有充足的时间降解污染物。因此，PRB反应墙的宽度（W）应满足以下公式[4]：

图4 PRB墙体设置位置

式中：u表示地下水水流速率，m/s；kobs表示准一级表观反应速率常数，min-1；α表示零价铁（Fe0）颗粒表面积。

根据Lien等室内模拟研究发现零价铁（Fe0）能有效的去除砷，其设置高浓度（3.9-47 mg/L）和低浓度（0.2-3.9 mg/L）的砷，其降解动力学中的准一级表观反应速率常数分别为0.048 h-1和0.008 8 h-1。由于污染8 a后其浓度在低浓度范围内，因此，本次模拟参考其准一级表观反应速率常数0.008 8 h-1，其宽度为2m，长度根据其污染羽状体的宽度设置。

3.3.3 模拟结果分析

地下水系统中的污染物不断在自然水力作用下穿过PRB，与墙体材料（Fe0）发生还原反应，去除含水层中的砷污染物。设置修复墙后的污染去除效果（如图5）。PRB墙体的存在没有改变地下水的水位变化，主要是因为墙体的渗透系数与含水层介质渗透系数相同。对于污染源已移走后，研究区内地下水中的污染物主要是前8 a中进入地下水系统的污染物（假设后期没有污染物污染地下水）。因此，在整个模拟过程中，污染物穿过墙体后，去除效果较好，污染物没有污染下游地下水。Fe0-PRB运行2 a时，地下水中污染羽控制在0.04 km2；运行3 a时，污染羽面积与运行2 a时没有多大变化，但其污染羽高值区面积已明显减少，且浓度已由0.16 mg/L降至0.12 mg/L；运行6 a时，其污染羽面积约为2 a时的一半；运行7 a后，污染羽明显减小，其面积仅为0.008 km2。PRB基本修复时间需要正常运行9 a，修复时间较长，属于被动式地下水修复技术。

图5 源去除后，Fe0-PRB去除污染物效果图

4 结论

Fe0-PRB依靠其墙体材料与污染水体中砷的接触，发生化学反应达到固定去除砷的效果。当污染源去除后，Fe0-PRB能够有效修复受污染的水体，减少污染羽状体的面积。Fe0-PRB基本去除水体中的砷污染时需运行9 a左右，因此，场地地下水治理建议清除污染源+PRB，以达到源控制和污染途径阻控的目的，降低下游地下水受污染风险。

模拟显示污染源存在时，穿过墙体的污染水体能被有效的去除砷，但墙体上游的污染浓度依旧很高，并因污染源长期存在，大量污染物的进入直接导致羽状体绕过PRB，并且PRB长期运行会增加墙体运行难度，实际运用的可行性不高。

[1]陈功新，王 蕾，王广才，等.某中小城市垃圾堆埋场污染组分在浅层地下水中的迁移模拟[J].水文地质工程地质，2008，35（6）：112-116.

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X523；X705

A

1008-0120（2017）02-0009-04

2017-03-29

高晶霞（1982-）：女，工程师；通讯地址：太原市漪汾桥西望景路8号浙江大厦7层，030024