壓實膨潤土工程屏障對重金屬污染物的阻滯

陳永貴 ，賀勇 ，周星志

(1. 長沙理工大學(xué) 土木與建筑學(xué)院，湖南 長沙，410114；2. 同濟(jì)大學(xué) 巖土及地下工程教育部重點實驗室，上海，200092；3. 中南大學(xué) 地球科學(xué)與信息物理學(xué)院，湖南 長沙，410083)

隨著工業(yè)建設(shè)的發(fā)展，地下水污染問題特別是地下水重金屬污染問題正變得越來越廣泛，例如垃圾填埋場滲濾液[1]、露天采礦的瀝出液[2]、地下石油管線的漏出物[3]、核廢料處置庫、核電站核泄漏引起的核素遷移[4?5]，以及來自其他生活和工業(yè)廢水等。地下水污染預(yù)測及處理已成為地下水科學(xué)與工程領(lǐng)域理論研究與工程實踐的熱點之一。國外對地下水中溶質(zhì)遷移過程研究較早，如：Frind等[6]通過大量水文地質(zhì)觀測數(shù)據(jù)校驗數(shù)值模型，對加拿大Borden場地開展了實測及模擬研究；Tiwary等[2]建立污染物運移模型對印度Sukinda鉻鐵礦中Cr(Ⅵ)進(jìn)行遷移模擬。近年來，隨著人們環(huán)保意識的提高和城市垃圾填埋場的興建，國內(nèi)一些研究者開展了工程屏障對污染物阻滯作用的研究，如Zhang等[7]研究了蘇州七子山填埋場垂直帷幕對污染物遷移的阻滯作用；陳永貴等[8]通過土柱實驗，考慮滲透和彌散作用，分析了重金屬污染物在黏土固化注漿帷幕中的運移規(guī)律。本文作者在已有試驗成果基礎(chǔ)上，通過理論分析構(gòu)筑壓實膨潤土工程屏障，建立考慮物理屏蔽和化學(xué)吸附耦合作用的數(shù)值模型，綜合考慮滲流場和濃度場對污染物的阻滯作用，重點研究重金屬污染物(Cr(Ⅲ))在工程屏障中的遷移規(guī)律，分析壓實膨潤土工程屏障對重金屬離子的阻滯效果。

1 壓實膨潤土工程屏障性能

因膨潤土具有較大的陽離子交換量和較低的滲透性能，國際上通常將其作為緩沖/回填材料和工程屏障材料[9?10]。我國通過大量的前期試驗研究，將高廟子膨潤土選定為高放廢物處置庫緩沖/回填材料[11]。在填埋場建設(shè)中，膨潤土也是最合適的襯墊材料。

1.1 膨潤土基本性能

作為工程屏障材料，高廟子膨潤土具有較好的脹縮變形、熱傳導(dǎo)特性等力學(xué)性能。壓實膨潤土的膨脹變形受干密度、豎向壓力和浸泡液體等因素影響，在循環(huán)加載時既會產(chǎn)生塑性壓縮，又會產(chǎn)生塑性膨脹[12]。在熱力學(xué)性能方面，高壓實高廟子膨潤土及砂?膨潤土混合物的熱傳導(dǎo)系數(shù)均隨干密度和含水率的增大而增大；在不同的干密度條件下，混合物的熱傳導(dǎo)系數(shù)均隨含砂量的增大而增大，且干密度越大，熱傳導(dǎo)系數(shù)隨含砂量的增大越明顯[13]。

膨潤土工程屏障能否阻止污染物通過，不僅取決于其低滲透性，同時在很大程度上受其對污染物吸附性能的影響。高廟子膨潤土的陽離子交換量為 77.3 mmol/(100 g)，比表面積為570 m2/g[14]，其對不同重金屬離子的最大吸附率見表1。從表1可見：高廟子膨潤土對金屬陽離子具有較強的吸附能力。

1.2 污染物遷移轉(zhuǎn)化機(jī)理

污染物在地下水系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化過程是各種物理化學(xué)因素綜合作用的結(jié)果。對于重金屬污染物，其遷移轉(zhuǎn)化過程可分為對流、彌散、物理/化學(xué)吸附、沉淀、氧化還原反應(yīng)等。同時，重金屬污染物的遷移還受到其本身的性質(zhì)、濃度梯度、環(huán)境中其他外界條件的影響。

表1 高廟子膨潤對金屬離子的吸附率Table 1 Adsorption ratio of metal ions on GMZ bentonite

地下水中的重金屬污染物進(jìn)入土壤中后雖然能被土壤吸附固定，有一定的自凈能力，但在以水力梯度為主導(dǎo)驅(qū)動力的滲流作用下以及濃度梯度的擴(kuò)散作用下，污染物運移速度快，向周圍水體遷移，污染環(huán)境。當(dāng)重金屬污染物進(jìn)入地下水環(huán)境中后，沿地下水水流流動特征線方向發(fā)生對流，在水流特征線之間垂直于水流方向彌散，同時，發(fā)生一系列物理化學(xué)反應(yīng)轉(zhuǎn)化為非污染物；進(jìn)入膨潤土工程屏障后被膨潤土吸附，重金屬污染物滯留在工程屏障中。

重金屬污染物鉻在地下水環(huán)境中有3價和6價2種價態(tài)，其遷移轉(zhuǎn)化受 pH、氧化還原等因素影響。Cr(Ⅲ)在pH較低時遷移能力強，在中性或堿性條件下產(chǎn)生沉淀，并且這2種價態(tài)的鉻可通過氧化還原反應(yīng)相互轉(zhuǎn)化。

2 數(shù)值模型的建立

2.1 方程的建立

2.1.1 三維地下水流方程

將模型區(qū)域內(nèi)淺層地下水運動簡化為三維穩(wěn)定流，采用地下水流微分方程描述[19]：

式中：h為含水層水位(m);Kx, Ky和Kz分別為x,y和z方向上的滲透系數(shù)(m/s)；qs為流體的源/匯項(1/m3)；Ss為單位儲水量(1/m3);t為時間(s)。

2.1.2 溶質(zhì)運移方程

考慮研究區(qū)域地下水的對流、彌散、工程屏障墻內(nèi)化學(xué)吸附、流體源/匯項，建立對流?彌散三維溶質(zhì)遷移偏微分方程來描述污染物在地下水中的運移[19]：

式中：ρ為溶液質(zhì)量濃度(mg/L);為吸附含量(mg/g);qi為達(dá)西速度(m/s);Dij為彌散系數(shù)張量(m);qs為源/匯處單位體積含水層的流量(1/m3);ρs為源/匯的質(zhì)量濃度(mg/L);λ1為溶解相的反應(yīng)速率常數(shù)(1/m);λ2為吸附相的反應(yīng)速率常數(shù)(1/m)；θ為孔隙度；γb為孔隙介質(zhì)的體積密度(kg/m3)。

2.2 模型的建立

明確的初始條件和邊界條件是正確求解控制方程的前提。滲流及溶質(zhì)遷移控制方程、初始條件、邊界條件構(gòu)成溶質(zhì)遷移系統(tǒng)的數(shù)學(xué)模型，并在此基礎(chǔ)上建立物理模型，模型長為500 m，寬為200 m，高為10.8 m；模型左側(cè)為水流上游，右側(cè)為水流下游。該模擬采用Visual Modflow中的MT3DMS模塊計算，其簡化立面圖見圖1。

圖1 物理模型立面圖Fig. 1 Vertical view of the model

初始條件、邊界條件分別為：

對本模型的三維模型離散化，進(jìn)行有限差分網(wǎng)格劃分，如圖 2所示。模型空間范圍為X×Y×Z=500 m×200.0 m×10.8 m. 網(wǎng)格細(xì)分后平面共剖分單元34×60個共3層，共計6 120個網(wǎng)格。模型區(qū)域垂直邊界假設(shè)為第四系強風(fēng)化含水層，底部、側(cè)向邊界為隔水邊界。

2.3 計算參數(shù)選取

為了簡化計算，首先假設(shè)3個條件：(1) 模型處于等溫狀態(tài)；(2) 只進(jìn)行三維穩(wěn)定流計算；(3) 整個模型研究區(qū)域為酸性土壤環(huán)境(pH≤(4.8±0.1)。根據(jù)文獻(xiàn)[19]，并結(jié)合相關(guān)文獻(xiàn)和試驗結(jié)果，確定計算參數(shù)，見表2。

圖2 模型有限差分網(wǎng)格Fig. 2 Finite difference grid of model

表2 計算參數(shù)Table 2 Parameters used for calculation

3 計算結(jié)果與分析

3.1 重金屬污染物Cr()Ⅲ的遷移

模型建立后，對重金屬污染因子的運移情況進(jìn)行計算。未設(shè)置工程屏障時，當(dāng)重金屬污染源施加365 d后，Cr(Ⅲ)在地下水中遷移后的質(zhì)量濃度等值線見圖3。

從圖 3可以看出：Cr(Ⅲ)在酸性地下水環(huán)境中發(fā)生了明顯遷移；隨著時間的推移，地下水中的Cr(Ⅲ)遷移范圍也逐漸增大；重金屬污染物Cr(Ⅲ)沿水流方向進(jìn)行遷移，且污染中心區(qū)域的濃度逐漸減??；365 d后，Cr(Ⅲ)沿地下水流方向遷移至280 m時，質(zhì)量濃度由70 mg/L減小為0.005 mg/L。

圖3 未設(shè)置工程屏障，365 d后Cr()Ⅲ質(zhì)量濃度等值線Fig. 3 Cr(Ⅲ) mass concentration contours after 365 d without engineering barrier

3.2 壓實膨潤土工程屏障阻滯效果

壓實膨潤土具有滲透系數(shù)小、吸附能力強等特點，基于其滲透特性和化學(xué)吸附作用，從而能確保地下水重金屬污染物在工程屏障墻中有足夠的水力停留時間，因此，工程屏障墻一方面可以阻止重金屬污染物通過該墻，另一方面能阻止重金屬污染物向墻外遷移。當(dāng)工程屏障厚度為0.2 m時，運營365 d后，研究區(qū)域內(nèi)Cr(Ⅲ)的質(zhì)量濃度分布見圖4。

由圖3和圖4可知：壓實膨潤土工程屏障墻的設(shè)置使得 Cr(Ⅲ)在研究區(qū)域中的遷移主要在工程屏障之前的區(qū)域，而向屏障下游遷移較少，運營365 d后僅有較少量Cr(Ⅲ)(≤1.5 mg/L)遷移至墻體下游。從圖4可見：距污染源下游200～220 m處Cr(Ⅲ)質(zhì)量濃度僅為0.05 mg/L左右，表明由于工程屏障中膨潤土的阻滯和吸附作用，有效保護(hù)了地下水體不受污染。

3.3 工程屏障厚度對阻滯性能影響

工程屏障厚度對阻滯重金屬污染物遷移有較大的影響。圖5所示為0.5 m厚工程屏障運營365 d后，區(qū)域內(nèi)Cr(Ⅲ)的質(zhì)量濃度分布情況。有、無工程屏障時，運營365 d后區(qū)域中Cr(Ⅲ)質(zhì)量濃度變化對比曲線見圖6。

圖4 0.2 m厚工程屏障運營365 d后Cr()Ⅲ質(zhì)量濃度分布Fig. 4 Cr(Ⅲ) mass concentration contours after engineering barriers with thickness of 0.2 m worked for 365 d

由圖4和圖5可知：工程屏障的厚度對污染物的阻滯性能影響顯著；當(dāng)工程屏障厚度由0.2 m增至0.5 m 時，Cr(Ⅲ)通過工程屏障在下游邊界的質(zhì)量濃度由1.5 mg/L減小到0.005 mg/L，已基本達(dá)到環(huán)境地下水中Cr(Ⅲ)質(zhì)量濃度容許值，同時，Cr(Ⅲ)的遷移距離(擴(kuò)散范圍)也有所減小。圖5中距污染源下游180～200 m處Cr(Ⅲ)質(zhì)量濃度僅為0.0005 mg/L左右。圖6所示為有、無工程屏障時重金屬離子在土體中的質(zhì)量濃度分布。從圖6可見：當(dāng)設(shè)置工程屏障墻時，重金屬離子的遷移范圍基本上被控制在靠近污染源沿著水流方向170 m以內(nèi)；未設(shè)置工程屏障時，重金屬離子的遷移范圍明顯向污染源下游方向擴(kuò)散得更遠(yuǎn)。例如，在污染物下游方向170.5 m處，兩者質(zhì)量濃度差約為43.0 mg/L，工程屏障的設(shè)置使該處污染物質(zhì)量濃度衰減率超過99%。由此可見：壓實膨潤土工程屏障對重金屬污染物有明顯的阻滯效果。

圖5 0.5 m厚工程屏障運營365 d區(qū)域中Cr()Ⅲ質(zhì)量濃度分布Fig. 5 Cr(Ⅲ) mass concentration contours after 365 d with thickness of 0.5 m engineering barriers wall

圖6 有無工程屏障墻時Cr()Ⅲ濃度對比曲線Fig. 6 Cr(Ⅲ) mass concentration distribution with or without engineering barriers

4 結(jié)論

(1) 在研究條件下，Cr(Ⅲ)在土體中隨地下水流動迅速遷移，對周圍環(huán)境污染嚴(yán)重。

(2) 因膨潤土具有較大的比表面積和陽離子交換容量，對重金屬離子具有較強的吸附性，設(shè)置壓實膨潤土工程屏障能夠有效控制Cr(Ⅲ)在土體中的遷移。

(3) 工程屏障對地下水污染物的阻滯效果受很多因素的影響，如屏障材料的物理化學(xué)特性、污染物質(zhì)的遷移特性以及工程屏障的厚度等，在實際工程中，應(yīng)綜合研究這些因素對特定污染物質(zhì)的阻滯性能，合理設(shè)計工程屏障系統(tǒng)，有效控制污染物質(zhì)擴(kuò)散。

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