CN106517407A - 一种活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法，进行污染场地特征调查，包括自然环境状况、水文地质条件、场区地下水质量；通过实验监测、地下水污染现状评价以及地下水污染趋势评估得到垃圾填埋场污染特征；柱实验法确定PRB填充介质类型，进行吸附动力学实验确定填充介质对主要污染物的降解常数；对垃圾填埋场PRB进行结构形式、安装位置及走向、宽度、高度、埋深的设计，并通过Feflow模拟确定渗透系数。本发明利用天然地理优势，将东西两侧山脊近似等效为天然隔水墙，采取择连续墙式PRB设计，该种设计既可以利用漏斗‑导水门式PRB能够更好地控制反应单元的安装和污染羽的截获的优势，又可以利用连续墙式PRB的经济便宜性优势。

Description

一种活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法

技术领域

本发明属于垃圾填埋水污染治理领域，尤其涉及一种活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法。

背景技术

垃圾在卫生填埋过程中，几乎与空气隔绝，由于厌氧反应，有机物分解，雨水淋洗等多种作用产生混合代谢物质，形成一种高浓度有机液体，即“垃圾渗滤液”，垃圾渗滤液是一种高浓度氨氮废液，垃圾成分的复杂性和C/N失调导致填埋场氨氮的积累，高浓度氨氮对微生物活性有强烈的抑制作用，成为制约垃圾稳定化和垃圾渗滤液处理的瓶颈。针对渗滤液污染地下水的修复，采用较多的处理方法有隔离措施、水力梯度法、地下曝气法、泵-抽处理技术、原位生物修复技术以及可渗透反应墙(PRB，site-Permeable Reactive Barriers)技术。在上述修复方式中，传统的抽取一处理法处理污染的地下水应用比较广泛，但实践证明这种方法运行周期长，耗能大，同时效率相对较低，所以环境工作者们一直在寻求经济，合理而且有效的渗滤液污染处理方法和技术。以原位修复为主导的渗透性反应墙技术(PRB)逐渐被研究者们重视，将适宜的反应介质填充于PRB墙体内，而后安置墙体于被污染的地下水流向的垂直方向位置，污染水流在与PRB填充介质的接触过程中，利用墙体内的填充介质的特性，与水中的污染物成分发生物理、化学或生物反应，将污染物去除或者降低污染物浓度，从而达到净化地下水质的目的。

现有的垃圾填埋场地下水污染PRB的设计方案，只针对PRB填充介质的研究，设计参数不够准确，针对性和应用性较低。

发明内容

本发明的目的在于提供一种活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法，通过场地调查和数值模拟及室内试验相结合优化PRB的设计，旨在解决现有的垃圾填埋场地下水污染PRB的设计方案，只针对PRB填充介质的研究，设计参数不够准确，针对性和应用性较低的问题。

本发明是这样实现的，一种活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法包括：

步骤一、进行污染场地特征调查，包括自然环境状况、水文地质条件、场区地下水质量；

步骤二、通过实验监测、地下水污染现状评价以及地下水污染趋势评估得到垃圾填埋场污染特征；

步骤三、柱实验法确定PRB填充介质类型，进行吸附动力学实验确定填充介质对主要污染物的降解常数；

步骤四、对垃圾填埋场PRB进行结构形式、安装位置及走向、宽度、高度、埋深的设计，并通过Feflow模拟确定渗透系数。

进一步，所述自然环境状况包括气象水文条件、地形地貌、地层岩性；

所述水文地质条件包括含水层特征、地下水类型及分布、地下水富水性特征、地下水补径排特征；

所述地下水质量包括地下水污染现状及地下水污染趋势。

进一步，垃圾填埋场区的地下水流数值模型为：

H(x，y，z)|_t＝0＝H₀(x，y，z) (x，y，z)∈D

式中：H—研究区含水层水位标高；D—研究区；H₀—初始水位；B₁—研究区D上的第一类边界；H₁—是B1上的已知水头函数；t—时间；μ—含水层渗透系数；K—渗透系数；W—源汇项。

进一步，反应墙安置在污染羽边缘的下游并且垂直于地下水流，局部地下水富集区域，地面无其他建筑物，地下无公用设施。

进一步，反应墙的宽度为污染羽宽度的1.2～1.5倍。

进一步，反应墙的底端嵌入不透水层不小于0.60m，墙顶高于当地地下水最高水位。

进一步，反应墙墙体厚度B_s为：

B_s＝Fs B

B＝vt

t＝ln(1-R)/(-k_obs)

式中v为地下水在通过反应墙的平均流速，m/h；t为修复污染物所需的反应时间，h；R为污染物的去除率；k_obs为降解速率常数，h^-1，Fs为安全系数。

本发明针对垃圾填埋场地下水中的氨氮污染，采用PRB修复技术，首先通过前期水文地质调查、数值模拟详细刻画该垃圾填埋场地下水条件；其次通过实验室模拟PRB工艺技术得到PRB填充介质种类以及填充介质对污染物的降解常数；最后，综合考虑该垃圾填埋场地下水条件以及填充介质对污染物的降解常数，对该垃圾填埋场PRB进行初步设计(结构形式、安装位置、走向、规模大小、渗透系数)，并制定后运行期监测管理方案。根据室内的模拟实验，沸石对目标污染物氨氮的去除降解常数3.94646h^-1。

本发明根据实际的水文地质条件和污染物特征，利用天然地理优势，将东西两侧山脊近似等效为天然隔水墙，采取择连续墙式PRB设计，该种设计可将连续墙式PRB近似等效为漏斗-导水门式PRB，既可以利用漏斗-导水门式PRB能够更好地控制反应单元的安装和污染羽的截获的优势，又可以利用连续墙式PRB的经济便宜性优势。

附图说明

图1是本发明实施例提供的活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法流程图；

图2是本发明实施例提供的各反应器氨氮去除率曲线图；

图3是本发明实施例提供的各反应器氨氮平均去除率对比图；

图4是本发明实施例提供的沸石对氨氮的动力学吸附曲线；

图5是本发明实施例提供的地下水分布示意图。

具体实施方式

为了使本发明的目的、技术方案及优点更加清楚明白，以下结合实施例，对本发明进行进一步详细说明。应当理解，此处所描述的具体实施例仅仅用以解释本发明，并不用于限定本发明。

下面结合附图对本发明的结构作详细的描述。

请参阅图1至图4：

一种活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法包括：

S101、进行污染场地特征调查，包括自然环境状况、水文地质条件、场区地下水质量；

S102、通过实验监测、地下水污染现状评价以及地下水污染趋势评估得到垃圾填埋场污染特征；

S103、柱实验法确定PRB填充介质类型，进行吸附动力学实验确定填充介质对主要污染物的降解常数；

S104、对垃圾填埋场PRB进行结构形式、安装位置及走向、宽度、高度、埋深的设计，并通过Feflow模拟确定渗透系数。

本发明实施例结合成都市某垃圾填埋场实际现场条件，进行PRB设计，该垃圾填埋场位于构造剥蚀浅切脊状低山的山谷里，根据场区位置和大小所确定的模拟研究区地下水水流大体流向为南北走向，东西两侧水流沿地势高低向谷底汇流，最终沿南北走向流动，流向下游平原区域。该垃圾填埋场地下水主要超标污染物为氨氮，主要污染源为垃圾坝渗滤液，通过模拟预测，最大污染浓度为5mg/L，已经超过地下水质量Ⅲ类标准，超标倍数为24倍。

本发明实施例针对目标污染物氨氮选用沸石、铁粉、石英砂进行了筛选实验，确定PRB填充介质为沸石，具体试验方法为：

在实验中，整个过程用蠕动泵控制各柱的流量在0.5ml/min～1ml/min范围内，水流从下面进入，装置运行后的每隔一天即24小时取水样监测分析，各个反应器和各项水质指标都是同步进行和同时监测。采用的氨氮的测定方法主要是纳氏试剂比色法(GB7479-87)，其原理为：以游离态的氨或铵离子等形式存在的氨氮与纳氏试剂反应，生成黄棕色络合物，该络合物的色度与氨氮含量成正比，通常可在波长410-425nm范围内测定其分光度值，计算NH⁴⁺-N含量。比色分析：吸取一定量预处理水样于50ml比色管中，加水稀释至标线，加1.0ml酒石酸钾钠溶液，混匀；加1.0ml纳氏试剂，混匀，放置10min显色，在波长420nm处，用光程10mm比色皿，以水为参比，测量吸光度值。

根据测得的实验数据，计算出在反应器活性材料分别为铁、铁和沸石混合物以及沸石的条件下对氨氮的去除率，绘制成表1，并以吸附剂投加量为横坐标，以沸石对氨氮的去除率为纵坐标绘制成曲线图2。

表1各反应器氨氮去除率情况

从图2和图3中可以看出，三个反应器对氨氮的去除效果均表现很好，反应器A(Fe⁰)、B(沸石)、C(Fe⁰加沸石)的氨氮平均去除率分别达到66.01％、88.28％和79.84％，其中以沸石为活性介质的反应器B效果最好。反应器C含沸石比率为30％，其对氨氮的去除率明显高于纯粹以Fe⁰为活性介质的反应器A，可见沸石在去除氨氮污染物的重要作用，分析其主要原因为离子吸附和交换作用。无论是Fe⁰还是沸石都具有一定的吸附作用，因此，对氨根离子存在一定的吸附去除作用，在此基础上沸石有具有一定的离子交换能力。沸石具有内表面积大、多孔穴的特点以及很强的吸附能力和离子交换能力。并且，此次选择的沸石粒径相对较小，其比表面积更大，对氨氮的去除效果较粒径较大的沸石更好。同时，沸石对氨氮的吸附符合二级动力学曲线，其相关系数为0.98998，降解常数为3.94646h^-1。

Feflow软件模拟确定PRB渗透系数中，得到增加渗透系数比(PRB填充介质渗透系数与场地含水层渗透系数比值)，可以增加捕获区宽度(PRB对污染水流的捕获宽度)和日处理量，但是同时降低了平均停留时间。随着渗透系数比的增加，捕获区宽度和日处理量的增加幅度逐渐降低。

针对该市垃圾填埋场，对PRB进行设计：确定PRB结构类型为连续墙式，两侧山脊可以等效为天然隔水墙，填充介质为沸石，渗透系数为周围含水层渗透系数的10倍，墙体厚度为3m，宽度150m，墙体高度为9.2m，埋深为5.4m，安装位置在沿地下水水流方向与垃圾坝直线距离330m处，走向32°。

本发明实施例降解常数确定方法为：

在500ml的三角锥形瓶中放入200ml氯化铵浓度为10mg/L的模拟废液，加入在实验1中得到的最优介质5g。将三角瓶放在恒温振荡器上震荡，分别在1h、2h、4h、6h、12h时采一次水样，测定此时的氨氮含量。

根据不同情况下测出待测溶液的吸光度，并根据标准曲线公式计算出氨氮的浓度，从而计算出去除率，算出吸附量。

各种基质对溶液中氨氮附量q_t(mg/g)计算方法，按下式计算：

式中：C_e——反应后溶液中氨氮的质量浓度，mg/L；

C₀——氨氮初始质量浓度，mg/L；

V——为溶液体积，L；

根据不同吸附时间下吸附量的实验结果，用一级和准二级动力学模型进行数据分析，以模拟固体介质对污染物的吸附动力学过程。

(1)一级动力学方程模型

一级动力学方程的表达式为：

式中：q_t是基质对溶液中污染物的吸附量，mg/g；

k₁是一级动力学速率常数，h^-1；

t是吸附的作用时间，h；

w是与污染物初始浓度有关的常数。

(2)二级动力学方程模型

二级动力学方程表达式为：

式中：k₂是准二级动力学速率常数，g/(mg·h)；

q_t是介质对溶液中污染物的吸附量，mg/g；

t是吸附作用时间，h；

q_e是介质对溶液中污染物的平衡吸附量，mg/g。

根据本实验的实验结果，采用一级和二级动力学模型以及origin8.5绘图软件对实验数据进行动力学拟合。

根据测得的实验数据，计算出沸石在震荡时间分别为1h、2h、4h、8h、16h和24h的条件下对氨氮的去除率和吸附量，绘制成表(表2)，并以震荡时间为横坐标，以沸石对氨氮的去除率为纵坐标通过动力学方程式进行拟合，绘制沸石对氨氮的动力学吸附曲线(图4)。

表2沸石在不同震荡时间下对氨氮去除率和吸附量数据表

根据实验结果可以看出，随着震荡时间的加长，沸石对水样中的氨氮去除率逐渐增加，在刚开始一段时间内呈现线性增长的趋势，但随着震荡时间的加长，沸石对氨氮的吸附量的变化并不再呈线性增长趋势，在8h之内，吸附量增速较快，8h之后，吸附量增加趋于平稳，这是由于随着反应的进行，溶液中的氨氮逐渐减少，并且吸附剂逐渐趋于饱和。

同样，由软件拟合的曲线可以得到沸石对氨氮的吸附的一级动力学模型和二级动力学的相关系数R²值分别为0.91905和0.98998，其动力学速率常数分别为0.98081h^-1和3.94646h^-1，由此可以看出一级动力学模型的相关系数较小，二级动力学模型的相关系数较大，说明二级动力学模型更能反应沸石的动力学吸附过程。

针对该市垃圾填埋场，对PRB进行设计：确定PRB结构类型为连续墙式，两侧山脊可以等效为天然隔水墙，填充介质为沸石，渗透系数为周围含水层渗透系数的10倍，墙体厚度为3m，宽度150m，墙体高度为9.2m，埋深为5.4m，安装位置在沿地下水水流方向与垃圾坝直线距离330m处，走向32°，具体设计数据表见表3：

表3 PRB主要设计参数

对于本次设计的PRB，除利用垃圾坝附近原有监测井作为污染羽内污染物的监测以外，同时可在PRB前侧、中部、后侧各设置3组监测井，每组监测井间隔40m，1组监测井位于PRB内部，厚度方向上的中线位置，可以反应PRB内部污染物浓度等情况，1组PRB监测井位于PRB外部顺梯度方向，可以反应被处理水流各项指标情况，每组监测井深度相同，均为10m。

本发明提供的PRB类型确定原则：

1、实用性，符合场地水文地质条件和污染物分布特征；

2、便捷性，PRB的实际应用便于操作和进行；

3、有效性，PRB去除污染物的有效性；

4、持久性，PRB去除污染物的持久性。

PRB的结构类型确定的方法：PRB比较常见的结构类型包括连续墙式和漏斗-导水门式两种，PRB的结构类型要取决于PRB场地的水文地质条件和污染物的分布特征。本发明主要采用实地调查和室内试验、Felow的软件进行水文地质条件的详细刻画进行PRB的设计优化，结构设计确定为既具有连续墙式的经济效益，又能利用漏斗-导水门式PRB能够更好地控制反应单元的安装和污染羽的截获的优势的近似等效漏斗-导水门式PRB结构见图5(该垃圾填埋场PRB结构示意图)。

以上所述仅为本发明的较佳实施例而已，并不用以限制本发明，凡在本发明的精神和原则之内所作的任何修改、等同替换和改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。

Claims (7)

1.一种活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法，其特征在于，所述活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法针对垃圾填埋场地下水中的氨氮污染，采用PRB修复技术，首先通过前期水文地质调查、数值模拟详细刻画该垃圾填埋场地下水条件；其次通过实验室模拟PRB工艺技术得到PRB填充介质种类以及填充介质对污染物的降解常数；最后，综合考虑该垃圾填埋场地下水条件以及填充介质对污染物的降解常数，对该垃圾填埋场PRB进行初步设计，并制定后运行期监测管理方案；所述活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法包括：

步骤一、进行污染场地特征调查，包括自然环境状况、水文地质条件、场区地下水质量；

步骤二、通过实验监测、地下水污染现状评价以及地下水污染趋势评估得到垃圾填埋场污染特征；

步骤三、柱实验法确定PRB填充介质类型，进行吸附动力学实验确定填充介质对主要污染物的降解常数；

步骤四、对垃圾填埋场PRB进行结构形式、安装位置及走向、宽度、高度、埋深的设计，并通过Feflow模拟确定渗透系数。

2.如权利要求1所述活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法，其特征在于，所述自然环境状况包括气象水文条件、地形地貌、地层岩性；

所述水文地质条件包括含水层特征、地下水类型及分布、地下水富水性特征、地下水补径排特征；

所述地下水质量包括地下水污染现状及地下水污染趋势。

3.如权利要求1所述活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法，其特征在于，垃圾填埋场区的地下水流数值模型为：

$\frac{\∂}{\∂x}\left(K\frac{\∂K}{\∂x}\right)+\frac{\∂}{\∂y}\left(K\frac{\∂K}{\∂y}\right)+\frac{\∂}{\∂z}\left(K\frac{\∂K}{\∂z}\right)+W=\mathrm{\μ}\frac{\∂H}{\∂t},(x,y,z)\∈D$

H(x，y，z)|_t＝0＝H₀(x，y，z) (x，y，z)∈D

$H{|}_{B_1}=H_1(x,y,z,t),(x,y,z)\∈B_1$

式中：H—研究区含水层水位标高；D—研究区；H₀—初始水位；B₁—研究区D上的第一类边界；H₁—是B1上的已知水头函数；t—时间；μ—含水层渗透系数；K—渗透系数；W—源汇项。

4.如权利要求1所述活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法，其特征在于，反应墙安置在污染羽边缘的下游并且垂直于地下水流，局部地下水富集区域，地面无其他建筑物，地下无公用设施。

5.如权利要求1所述活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法，其特征在于，反应墙的宽度为污染羽宽度的1.2～1.5倍。

6.如权利要求1所述活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法，其特征在于，反应墙的底端嵌入不透水层不小于0.60m，墙顶高于当地地下水最高水位。

7.如权利要求1所述活性渗滤墙技术修复垃圾填埋场地下水污染的方法，其特征在于，反应墙墙体厚度B_s为：

B_s＝Fs B

B＝vt

t＝ln(1-R)/(-k_obs)

式中v为地下水在通过反应墙的平均流速，m/h；t为修复污染物所需的反应时间，h；R为污染物的去除率；k_obs为降解速率常数，h^-1，Fs为安全系数。