一種活性滲濾牆技術修復垃圾填埋場地下水汙染的方法與流程

2023-06-09 09:45:56 3

本發明屬於垃圾填埋水汙染治理領域，尤其涉及一種活性滲濾牆技術修復垃圾填埋場地下水汙染的方法。

背景技術：

垃圾在衛生填埋過程中，幾乎與空氣隔絕，由於厭氧反應，有機物分解，雨水淋洗等多種作用產生混合代謝物質，形成一種高濃度有機液體，即「垃圾滲濾液」，垃圾滲濾液是一種高濃度氨氮廢液，垃圾成分的複雜性和C/N失調導致填埋場氨氮的積累，高濃度氨氮對微生物活性有強烈的抑制作用，成為制約垃圾穩定化和垃圾滲濾液處理的瓶頸。針對滲濾液汙染地下水的修復，採用較多的處理方法有隔離措施、水力梯度法、地下曝氣法、泵-抽處理技術、原位生物修復技術以及可滲透反應牆(PRB，site-Permeable Reactive Barriers)技術。在上述修複方式中，傳統的抽取一處理法處理汙染的地下水應用比較廣泛，但實踐證明這種方法運行周期長，耗能大，同時效率相對較低，所以環境工作者們一直在尋求經濟，合理而且有效的滲濾液汙染處理方法和技術。以原位修復為主導的滲透性反應牆技術(PRB)逐漸被研究者們重視，將適宜的反應介質填充於PRB牆體內，而後安置牆體於被汙染的地下水流向的垂直方向位置，汙染水流在與PRB填充介質的接觸過程中，利用牆體內的填充介質的特性，與水中的汙染物成分發生物理、化學或生物反應，將汙染物去除或者降低汙染物濃度，從而達到淨化地下水質的目的。

現有的垃圾填埋場地下水汙染PRB的設計方案，只針對PRB填充介質的研究，設計參數不夠準確，針對性和應用性較低。

技術實現要素：

本發明的目的在於提供一種活性滲濾牆技術修復垃圾填埋場地下水汙染的方法，通過場地調查和數值模擬及室內試驗相結合優化PRB的設計，旨在解決現有的垃圾填埋場地下水汙染PRB的設計方案，只針對PRB填充介質的研究，設計參數不夠準確，針對性和應用性較低的問題。

本發明是這樣實現的，一種活性滲濾牆技術修復垃圾填埋場地下水汙染的方法包括：

步驟一、進行汙染場地特徵調查，包括自然環境狀況、水文地質條件、場區地下水質量；

步驟二、通過實驗監測、地下水汙染現狀評價以及地下水汙染趨勢評估得到垃圾填埋場汙染特徵；

步驟三、柱實驗法確定PRB填充介質類型，進行吸附動力學實驗確定填充介質對主要汙染物的降解常數；

步驟四、對垃圾填埋場PRB進行結構形式、安裝位置及走向、寬度、高度、埋深的設計，並通過Feflow模擬確定滲透係數。

進一步，所述自然環境狀況包括氣象水文條件、地形地貌、地層巖性；

所述水文地質條件包括含水層特徵、地下水類型及分布、地下水富水性特徵、地下水補徑排特徵；

所述地下水質量包括地下水汙染現狀及地下水汙染趨勢。

進一步，垃圾填埋場區的地下水流數值模型為：

H(x，y，z)|t＝0＝H0(x，y，z) (x，y，z)∈D

式中：H—研究區含水層水位標高；D—研究區；H0—初始水位；B1—研究區D上的第一類邊界；H1—是B1上的已知水頭函數；t—時間；μ—含水層滲透係數；K—滲透係數；W—源匯項。

進一步，反應牆安置在汙染羽邊緣的下遊並且垂直於地下水流，局部地下水富集區域，地面無其他建築物，地下無公用設施。

進一步，反應牆的寬度為汙染羽寬度的1.2～1.5倍。

進一步，反應牆的底端嵌入不透水層不小於0.60m，牆頂高於當地地下水最高水位。

進一步，反應牆牆體厚度Bs為：

Bs＝Fs B

B＝vt

t＝ln(1-R)/(-kobs)

式中v為地下水在通過反應牆的平均流速，m/h；t為修復汙染物所需的反應時間，h；R為汙染物的去除率；kobs為降解速率常數，h-1，Fs為安全係數。

本發明針對垃圾填埋場地下水中的氨氮汙染，採用PRB修復技術，首先通過前期水文地質調查、數值模擬詳細刻畫該垃圾填埋場地下水條件；其次通過實驗室模擬PRB工藝技術得到PRB填充介質種類以及填充介質對汙染物的降解常數；最後，綜合考慮該垃圾填埋場地下水條件以及填充介質對汙染物的降解常數，對該垃圾填埋場PRB進行初步設計(結構形式、安裝位置、走向、規模大小、滲透係數)，並制定後運行期監測管理方案。根據室內的模擬實驗，沸石對目標汙染物氨氮的去除降解常數3.94646h-1。

本發明根據實際的水文地質條件和汙染物特徵，利用天然地理優勢，將東西兩側山脊近似等效為天然隔水牆，採取擇連續牆式PRB設計，該種設計可將連續牆式PRB近似等效為漏鬥-導水門式PRB，既可以利用漏鬥-導水門式PRB能夠更好地控制反應單元的安裝和汙染羽的截獲的優勢，又可以利用連續牆式PRB的經濟便宜性優勢。

附圖說明

圖1是本發明實施例提供的活性滲濾牆技術修復垃圾填埋場地下水汙染的方法流程圖；

圖2是本發明實施例提供的各反應器氨氮去除率曲線圖；

圖3是本發明實施例提供的各反應器氨氮平均去除率對比圖；

圖4是本發明實施例提供的沸石對氨氮的動力學吸附曲線；

圖5是本發明實施例提供的地下水分布示意圖。

具體實施方式

為了使本發明的目的、技術方案及優點更加清楚明白，以下結合實施例，對本發明進行進一步詳細說明。應當理解，此處所描述的具體實施例僅僅用以解釋本發明，並不用於限定本發明。

下面結合附圖對本發明的結構作詳細的描述。

請參閱圖1至圖4：

一種活性滲濾牆技術修復垃圾填埋場地下水汙染的方法包括：

S101、進行汙染場地特徵調查，包括自然環境狀況、水文地質條件、場區地下水質量；

S102、通過實驗監測、地下水汙染現狀評價以及地下水汙染趨勢評估得到垃圾填埋場汙染特徵；

S103、柱實驗法確定PRB填充介質類型，進行吸附動力學實驗確定填充介質對主要汙染物的降解常數；

S104、對垃圾填埋場PRB進行結構形式、安裝位置及走向、寬度、高度、埋深的設計，並通過Feflow模擬確定滲透係數。

本發明實施例結合成都市某垃圾填埋場實際現場條件，進行PRB設計，該垃圾填埋場位於構造剝蝕淺切脊狀低山的山谷裡，根據場區位置和大小所確定的模擬研究區地下水水流大體流向為南北走向，東西兩側水流沿地勢高低向谷底匯流，最終沿南北走向流動，流向下遊平原區域。該垃圾填埋場地下水主要超標汙染物為氨氮，主要汙染源為垃圾壩滲濾液，通過模擬預測，最大汙染濃度為5mg/L，已經超過地下水質量Ⅲ類標準，超標倍數為24倍。

本發明實施例針對目標汙染物氨氮選用沸石、鐵粉、石英砂進行了篩選實驗，確定PRB填充介質為沸石，具體試驗方法為：

在實驗中，整個過程用蠕動泵控制各柱的流量在0.5ml/min～1ml/min範圍內，水流從下面進入，裝置運行後的每隔一天即24小時取水樣監測分析，各個反應器和各項水質指標都是同步進行和同時監測。採用的氨氮的測定方法主要是納氏試劑比色法(GB7479-87)，其原理為：以游離態的氨或銨離子等形式存在的氨氮與納氏試劑反應，生成黃棕色絡合物，該絡合物的色度與氨氮含量成正比，通常可在波長410-425nm範圍內測定其分光度值，計算NH4+-N含量。比色分析：吸取一定量預處理水樣於50ml比色管中，加水稀釋至標線，加1.0ml酒石酸鉀鈉溶液，混勻；加1.0ml納氏試劑，混勻，放置10min顯色，在波長420nm處，用光程10mm比色皿，以水為參比，測量吸光度值。

根據測得的實驗數據，計算出在反應器活性材料分別為鐵、鐵和沸石混合物以及沸石的條件下對氨氮的去除率，繪製成表1，並以吸附劑投加量為橫坐標，以沸石對氨氮的去除率為縱坐標繪製成曲線圖2。

表1各反應器氨氮去除率情況

從圖2和圖3中可以看出，三個反應器對氨氮的去除效果均表現很好，反應器A(Fe0)、B(沸石)、C(Fe0加沸石)的氨氮平均去除率分別達到66.01％、88.28％和79.84％，其中以沸石為活性介質的反應器B效果最好。反應器C含沸石比率為30％，其對氨氮的去除率明顯高於純粹以Fe0為活性介質的反應器A，可見沸石在去除氨氮汙染物的重要作用，分析其主要原因為離子吸附和交換作用。無論是Fe0還是沸石都具有一定的吸附作用，因此，對氨根離子存在一定的吸附去除作用，在此基礎上沸石有具有一定的離子交換能力。沸石具有內表面積大、多孔穴的特點以及很強的吸附能力和離子交換能力。並且，此次選擇的沸石粒徑相對較小，其比表面積更大，對氨氮的去除效果較粒徑較大的沸石更好。同時，沸石對氨氮的吸附符合二級動力學曲線，其相關係數為0.98998，降解常數為3.94646h-1。

Feflow軟體模擬確定PRB滲透係數中，得到增加滲透係數比(PRB填充介質滲透係數與場地含水層滲透係數比值)，可以增加捕獲區寬度(PRB對汙染水流的捕獲寬度)和日處理量，但是同時降低了平均停留時間。隨著滲透係數比的增加，捕獲區寬度和日處理量的增加幅度逐漸降低。

針對該市垃圾填埋場，對PRB進行設計：確定PRB結構類型為連續牆式，兩側山脊可以等效為天然隔水牆，填充介質為沸石，滲透係數為周圍含水層滲透係數的10倍，牆體厚度為3m，寬度150m，牆體高度為9.2m，埋深為5.4m，安裝位置在沿地下水水流方向與垃圾壩直線距離330m處，走向32°。

本發明實施例降解常數確定方法為：

在500ml的三角錐形瓶中放入200ml氯化銨濃度為10mg/L的模擬廢液，加入在實驗1中得到的最優介質5g。將三角瓶放在恆溫振蕩器上震蕩，分別在1h、2h、4h、6h、12h時採一次水樣，測定此時的氨氮含量。

根據不同情況下測出待測溶液的吸光度，並根據標準曲線公式計算出氨氮的濃度，從而計算出去除率，算出吸附量。

各種基質對溶液中氨氮附量qt(mg/g)計算方法，按下式計算：

式中：Ce——反應後溶液中氨氮的質量濃度，mg/L；

C0——氨氮初始質量濃度，mg/L；

V——為溶液體積，L；

根據不同吸附時間下吸附量的實驗結果，用一級和準二級動力學模型進行數據分析，以模擬固體介質對汙染物的吸附動力學過程。

(1)一級動力學方程模型

一級動力學方程的表達式為：

式中：qt是基質對溶液中汙染物的吸附量，mg/g；

k1是一級動力學速率常數，h-1；

t是吸附的作用時間，h；

w是與汙染物初始濃度有關的常數。

(2)二級動力學方程模型

二級動力學方程表達式為：

式中：k2是準二級動力學速率常數，g/(mg·h)；

qt是介質對溶液中汙染物的吸附量，mg/g；

t是吸附作用時間，h；

qe是介質對溶液中汙染物的平衡吸附量，mg/g。

根據本實驗的實驗結果，採用一級和二級動力學模型以及origin8.5繪圖軟體對實驗數據進行動力學擬合。

根據測得的實驗數據，計算出沸石在震蕩時間分別為1h、2h、4h、8h、16h和24h的條件下對氨氮的去除率和吸附量，繪製成表(表2)，並以震蕩時間為橫坐標，以沸石對氨氮的去除率為縱坐標通過動力學方程式進行擬合，繪製沸石對氨氮的動力學吸附曲線(圖4)。

表2沸石在不同震蕩時間下對氨氮去除率和吸附量數據表

根據實驗結果可以看出，隨著震蕩時間的加長，沸石對水樣中的氨氮去除率逐漸增加，在剛開始一段時間內呈現線性增長的趨勢，但隨著震蕩時間的加長，沸石對氨氮的吸附量的變化並不再呈線性增長趨勢，在8h之內，吸附量增速較快，8h之後，吸附量增加趨於平穩，這是由於隨著反應的進行，溶液中的氨氮逐漸減少，並且吸附劑逐漸趨於飽和。

同樣，由軟體擬合的曲線可以得到沸石對氨氮的吸附的一級動力學模型和二級動力學的相關係數R2值分別為0.91905和0.98998，其動力學速率常數分別為0.98081h-1和3.94646h-1，由此可以看出一級動力學模型的相關係數較小，二級動力學模型的相關係數較大，說明二級動力學模型更能反應沸石的動力學吸附過程。

針對該市垃圾填埋場，對PRB進行設計：確定PRB結構類型為連續牆式，兩側山脊可以等效為天然隔水牆，填充介質為沸石，滲透係數為周圍含水層滲透係數的10倍，牆體厚度為3m，寬度150m，牆體高度為9.2m，埋深為5.4m，安裝位置在沿地下水水流方向與垃圾壩直線距離330m處，走向32°，具體設計數據表見表3：

表3 PRB主要設計參數

對於本次設計的PRB，除利用垃圾壩附近原有監測井作為汙染羽內汙染物的監測以外，同時可在PRB前側、中部、後側各設置3組監測井，每組監測井間隔40m，1組監測井位於PRB內部，厚度方向上的中線位置，可以反應PRB內部汙染物濃度等情況，1組PRB監測井位於PRB外部順梯度方向，可以反應被處理水流各項指標情況，每組監測井深度相同，均為10m。

本發明提供的PRB類型確定原則：

1、實用性，符合場地水文地質條件和汙染物分布特徵；

2、便捷性，PRB的實際應用便於操作和進行；

3、有效性，PRB去除汙染物的有效性；

4、持久性，PRB去除汙染物的持久性。

PRB的結構類型確定的方法：PRB比較常見的結構類型包括連續牆式和漏鬥-導水門式兩種，PRB的結構類型要取決於PRB場地的水文地質條件和汙染物的分布特徵。本發明主要採用實地調查和室內試驗、Felow的軟體進行水文地質條件的詳細刻畫進行PRB的設計優化，結構設計確定為既具有連續牆式的經濟效益，又能利用漏鬥-導水門式PRB能夠更好地控制反應單元的安裝和汙染羽的截獲的優勢的近似等效漏鬥-導水門式PRB結構見圖5(該垃圾填埋場PRB結構示意圖)。

以上所述僅為本發明的較佳實施例而已，並不用以限制本發明，凡在本發明的精神和原則之內所作的任何修改、等同替換和改進等，均應包含在本發明的保護範圍之內。