0 引 言
目前，垃圾填埋是我国大多数城市广泛应用的处置技术，具有成本低、进场垃圾要求低、操作方便等优点[1-3]。然而垃圾填埋产生的垃圾渗滤液一直是一个重大的环境问题。渗滤液主要由雨水和垃圾填埋场内的垃圾分解所产生的液体组成，成分复杂、毒性大，若不进行治理污染可达数年[4,5]。针对垃圾填埋造成的污染问题，丁乃春等[6]总结得出垃圾填埋场地下水污染修复技术主要包括加药技术、可反应性渗透墙(PRB)、冲洗技术、土壤改性技术以及混合式地下水修复技术。骆成杰等[7]通过数值模拟，研究了帷幕灌浆并配套抽水井抽出污染地下水，对某红层区氨氮在地下水中的迁移恢复情况。杨文韬[8]进行了垃圾填埋场地下水污染运移模型系统的开发研究，对其污染过程进行了可视化展示。然而针对阻隔墙技术在城市垃圾填埋污染的设计及模拟应用的研究相对较少。
阻隔墙是风险管控的重要技术手段之一，其通过在地下水介质中设置物理屏障，阻滞污染物的迁移，防止污染物进一步扩散[9]。本文以四川省某垃圾填埋场为研究对象，在建立研究区水温地质模型的基础上，对阻隔墙的结构、位置、规模进行了设计，通过解析法计算了在阻隔墙厚度、击穿浓度确定下的服役年限，并通过Visual MODFLOW对阻隔墙的应用效果进行了模拟研究，以期为阻隔墙的设计以及对垃圾填埋场地下水污染防治提供参考依据。
1 研究方法
1.1 水文地质概况
目标垃圾填埋场位于四川省某市。污染场地多年平均降水量为1027.3 mm，多年平均蒸发量为1015.8 mm。地质构造以褶皱和单斜构造为主，地层总体平缓，且地层岩性简单，上部覆盖松散素填土、粉质黏土，下覆侏罗系砂质泥岩。污染场地地下水类型主要为基岩裂隙水，部分地区分布有上层滞水。地下水主要为赋存于第四系松散层的上层滞水和砂泥岩中的基岩裂隙水。下覆侏罗系上统遂宁组(J3s)为鲜紫红色钙质泥岩、粉砂质泥岩，风化程度弱、裂隙不发育，透水性差，构成相对隔水层。污染场地地下水的补给条件主要受地形的影响，以大气降水的入渗和两侧山脊汇水侧向补给为主要补给来源，地形上易于补给。地下水径流方向呈近南东-北西向，最终排泄在下游河沟处。
1.2 污染现状
通过现场调查布设监测井，对垃圾填埋场的地下水水质取样检测，并采用标准指数法对监测结果的平均值进行评价。结果表明：地下水超标指标为氮、镉、铁、锰、硫酸盐、总大肠杆菌、溶解性总固体等，其中Cd2+是超标倍数最大的重金属，因此选取Cd2+作为该场地污染地下水中代表性重金属离子。利用ArcGIS自然邻域插值法绘制污染场地地下水中Cd2+浓度分布图(图1)。可知：Cd2+羽开始向地下水下游方向迁移，在渗漏区中心位置Cd2+浓度最高，向下游迁移过程中逐渐降低。
图1 地下水中Cd2+浓度分布
Figure 1 Distribution of cadmium pollution in groundwater
1.3 服役年限解析计算
研究重金属在阻隔墙中的运移特征需要作如下假定[10]：阻隔墙墙体处于饱和状态，均质各向同性；阻隔墙的孔隙率在服役期间不发生改变；特定重金属污染物在阻隔墙中的渗流速度、水动力弥散系数和阻滞因子为固定值；重金属污染物的初始浓度恒定，并一直以初始浓度形成稳定、连续的补给源；重金属的迁移方向为单向迁移，且距离为有限长度范围(x=L)。根据范日东[11]提出的阻隔墙厚度和服役年限计算方法，整理简化后得到重金属污染物运移通过阻隔墙的解析解为：
(1)
式中:C0为进液端重金属污染液浓度，mg/L；Ci为阻隔墙中重金属的背景浓度，mg/L；Ce为击穿浓度，mg/L；L为阻隔墙试样的厚度，m；Rd为阻滞因子；vs为渗流速度，m/s；t为阻隔墙的服役年限，a；Dh为水动力弥散系数，cm2/s。
1.4 Visual MODFLOW模型构建及参数取值
Visual MODFLOW为地下水流模拟评价的标准可视化系统，以达西定律作为参考，污染场地中非均质、各向同性、空间三维结构、非稳定地下水流系统，可用如式(2)的偏微分方程及其边界条件来描述[12，13]：
(2)
式中：Kx，Ky，Kz为渗透系数，m/d；h为水头，m；μs为贮水率，1/m；W为源汇项，m3/d。
初始条件：
h(x，y，z，t)=h0(x，y，z) (x，y，z)∈Ω，t=0
(3)
第一类边界：
h(x，y，z，t)|Γ1=φ(x，y，z) (x，y，z)∈Γ1，t≥0
(4)
第二类边界：
(5)
在数值模型中，将污染源概化为持续恒定面源污染。在模拟污染物扩散时，考虑重金属的吸附作用和对流迁移等因素，运用MT3D模块进行污染物运移模拟。研究区模拟北侧为自由边界，东侧和西侧为流量边界，南侧为零通量边界条件。模型中污染场地东西方向长度为1483 m，南北方向长度为1184 m；污染场地垂向最大高程为365 m，最小为279 m，相对高差50 m。将平面上剖分为140行、140列，模型被离散为19600个单元格。根据污染场地所在区域的气象资料，污染场地降雨量参照多年平均降雨，取值1027.3 mm，雨入渗系数取经验值0.20。污染场地水动力弥散系数存在尺度效应。图2为不同水质模型计算中孔隙介质的纵向弥散度的取值，类比同类地层[14]，取该污染场地的纵向弥散度aL为10 m。由实验可得，Cd2+在阻隔墙中的渗流速度为3.55×10-9 m/s。其他相关地层水文地质参数取值如表1所示。
图2 孔隙介质模型的lgαL-lgLs图[14]
Figure 2 lgαL-lgLs diagram of the pore medium model[14]
表1 污染场地模型水文地质参数取值
Table 1 The hydrogeological parameters for the contaminated site model
地层渗透系数/(m/d)xyz重力给水度有效孔隙度第四系松散层0.350.510.0510.260.35风化砂泥岩层0.150.150.0150.200.25
2 阻隔墙设计
2.1 阻隔墙结构
污染场地两面环山，汇水面积约为1 km2，构成一个独立的水文地质单元。污染场地东西侧的山脊与污染场地的最大高程差接近60 m，故可将两侧山脊概化为天然隔水边界，近似等效于天然阻隔墙，这为阻隔墙的设置提供了基础。由图3可知：结合场地地下水Cd2+污染现状，在污染场地中设计垂直阻隔墙，并采用漏斗导水门式[15]。在污染场地地下水汇集的出口处构筑阻隔墙，将渗漏的液体和受污染的地下水阻隔于污染场地之内，避免污染液向下游扩散和渗透，从而有效控制污染羽的扩大趋势。
图3 污染场地阻隔墙结构示意
Figure 3 The structure schematic of the blocking wall in the contaminated site
2.2 阻隔墙位置
阻隔墙的位置选取与阻隔效果直接相关[16]。根据前期场地的水文地质条件调查分析，场地下部为低渗透性基岩，构成了相对隔水层；污染场地上下游的地下水水头差较小，为阻隔墙的应用提供了稳定的外部条件。在超标污染羽的边缘下游，垂直于地下水流方向上设置阻隔墙，以实现对污染羽的扩散和迁移最有效的阻隔和控制。如图4所示，设计阻隔墙的轴线位于渗滤液泄漏口北西方向100 m处，走向为105°，整体沿东-西向展布。根据污染场地离两侧山脊的距离、相对位置关系、污染现状确定阻隔墙的宽度，设计污染场地阻隔墙分为轴向段(BC段)和两侧段(AB段和CD段)，总宽度为330 m。其中，BC段宽度为污染羽宽度的1.5倍，宽220 m；为了保证污染物不从侧面渗流，设置了阻隔墙的AB段和CD段，其宽度均为55 m。
图4 污染场地阻隔墙平面布置示意
Figure 4 Layout of the blocking wall in contaminated site
2.3 阻隔墙规模
阻隔墙厚度为1.0 m，高度由场地水文地质条件决定。根据丰水期和枯水期对监测井地下水位的观测结果(图5)可知：丰水期地下水的最浅埋深为3.2 m，枯水期地下水的最大埋深为4.5 m，污染场地含水层厚度为11.8 m。设计阻隔墙的底端嵌入相对隔水层顶板，上端埋深高出丰水期最高地下水水位0.6 m，故阻隔墙的埋深H2为2.6 m，阻隔墙的高度H3为12.4 m。
图5 污染场地阻隔墙的剖面布置示意
Figure 5 Section of the blocking wall of the contaminated site
3 阻隔墙的应用效果
3.1 服役年限
阻隔墙及下游地下水在初始状态时，未受到重金属污染，故Cd2+背景浓度取值为0 mg/L。Cd2+的阻隔墙流入端污染物浓度C0为0.5 mg/L。阻隔墙厚度为1.0 m，计算Cd2+在阻隔墙下游的击穿浓度(阻隔墙流出端离子浓度)，并与GB/T 14848—2017《地下水质量标准》Ⅲ类标准(ρ(Cd)≤5 μg/L)进行比照，相关水力参数见表2。由计算结果可知，当阻隔墙厚度为1.0 m时，阻隔墙下端渗出液中最初出现Cd2+的时间为12.51年(图6)。
表2 相关水力参数
Table 2 The related hydraulics parameters
孔隙度n渗流速度/(m/s)干密度/(g/cm3)水动力弥散系数/(m2/s)阻滞因子(288.15K)0.173.55×10-91.754.47×10-101.78
图6 Cd2+在阻隔墙中的击穿浓度与服役年限关系
Figure 6 The relationship between the breakdown concentration of Cd2+ and the service life of the blocking wall
3.2 地下水流场及模型验证
污染场地的流场模型建立后，首先对初始流场进行拟合(图7)，并经过校验调参，并对模型进行稳定流计算，计算周期为30年。结合图1可知：污染场地地下水的流向主要呈近南东-北西向，地下水等水位线从南东向到北西向逐渐降低，与现场水文地质调查结论一致。在本次地下水监测井W01、W02、W03、W04、W05处设置观测井，该流场观测井的模拟水位与实测水位误差低于0.68%(表3)，经校验后可知该流场模型可以用于模拟溶质在污染场地的迁移计算研究。
3.3 设置阻隔墙前地下水中Cd2+的污染羽
污染场地的水文地质模型建立后，模拟地下水中Cd2+的运移情况。图8为设置阻隔墙前，地下水中Cd2+泄漏迁移1000，4566 d(12.51年)后污染羽的形态。模拟选取Cd2+的GB/T 14848—2007 Ⅲ类水质标准浓度为污染羽模拟输出的最低值。由图8可知：发生泄漏后，Cd2+随着地下水流方向发生了明显的迁移。随着时间的推移，Cd2+的污染影响范围不断扩大，与泄漏点距离越远，Cd2+的浓度越低。当迁移时间为1000 d时，地下水中Cd2+的最大迁移距离为628 m，最大影响面积为2.2×104 m2。当迁移时间为4566 d时，地下水中Cd2+的最大迁移距离到达859 m，最大影响面积扩大为8.9×104 m2。
图7 污染场地地下水流场
Figure 7 The flow field in the contaminated site
表3 模拟水位与观测水位误差分析
Table 3 Error analysis of the simulated levels and observed levels
监测井W01W02W03W04W05模拟水位/m312.54310.47308.61303.28300.72观测水位/m314.28309.85306.52302.17301.48误差0.56%0.20%0.68%0.36%0.25%
图8 无阻隔墙条件下不同迁移时间地下水中镉污染羽分布
Figure 8 Distribution of cadmium pollution plume at different migration time
3.4 设置阻隔墙后地下水中Cd2+的污染羽
设置阻隔墙后，选取1000 d和4566 d作为模拟时间节点，以Cd2+的GB/T 14848—2017 Ⅲ类水质标准浓度为污染羽模拟输出的最低值。通过对比设置阻隔墙前、后地下水中Cd2+污染羽的分布，分析模型中阻隔墙对地下水中Cd2+的阻隔效果，见图9。可知：相比设置阻隔墙前的Cd2+污染羽，设置阻隔墙后Cd2+迁移1000，4566 d后的污染羽呈近椭圆形，污染羽范围未向阻隔墙下游扩大，阻隔墙上游污染扩散面积分别为7.6×104，1.15×105 m2。在1000 d和4566 d时，Cd2+的污染羽分布在阻隔墙的上游区域，阻隔墙能有效控制Cd2+的迁移。在阻隔墙内部的污染羽由中心向四周浓度逐渐降低，这是因为阻隔墙的吸附性能和低渗透性能使得一部分重金属被吸附，另一部分地下水中重金属因受到水力阻滞而汇集在阻隔墙附近，并使得高浓度Cd2+向上游区域扩散，上游Cd2+浓度不断升高。
以设置阻隔墙前后地下水中Cd2+的迁移距离为横坐标，浓度为纵坐标，坐标原点与模型相同，绘制地下水中Cd2+迁移1000，4566 d后在阻隔墙上、下游方向的浓度分布(图10)。设置阻隔墙前，地下水中Cd2+迁移1000 d后到达下游628 m处，上游扩散距离约为56 m；迁移4566 d后到达下游859 m处，上游扩散距离约为124 m。设置阻隔墙后，Cd2+的污染羽下游迁移距离在阻隔墙的有效控制范围内，污染羽上游的扩散距离增大，迁移1000，4566 d后上游的扩散距离分别为200，310 m。模拟结果表明：在地下水污染场地设置阻隔墙后，阻隔墙会吸附地下水中的Cd2+，并减弱阻隔墙上下游间的水力联系，实现对地下水中Cd2+的有效阻隔。考虑到阻隔墙的低渗透性造成的水位增高可能导致局部流场改变的情况，建议实际应用中运用阻隔墙技术时，结合使用地下水抽出处理，进一步提高污染控制效率。
图9 设置阻隔墙后不同迁移时间地下水中Cd2+污染羽分布
Figure 9 Distribution of cadmium ion in plume at different migration time
阻隔墙位置； -·-设置阻隔墙前； ——设置阻隔墙后。
图10 设置阻隔墙前后Cd2+迁移距离与浓度分布关系
Figure 10 The relationship between cadmium migration distance and concentration distribution
4 结 论
1)在污染场地中设计漏斗导水门式垂直阻隔墙，阻隔墙位于渗滤液泄漏口北西方向100 m处，走向为105°，整体沿东至西向展布，与地下水流向垂直；阻隔墙的总宽度为330 m，厚度为1.0 m，埋深为2.6 m，高度为12.4 m。
2)采用GB/T 14848—2017 Ⅲ类标准(ρ(Cd)≤5 μg/L)作为比对，由解析计算得出,阻隔墙下端渗出液中最初出现Cd2+的时间为12.51年。由模拟结果可知：设置阻隔墙前，地下水中Cd2+迁移1000，4566 d时，迁移距离分别为628，859 m，影响面积分别为2.2×104，8.8×104 m2；设置阻隔墙后，Cd2+向下游的迁移距离在阻隔墙的有效控制范围(100 m)内，上游扩散距离分别为200 m(1000 d)、310 m(4566 d)。在地下水污染场地设置阻隔墙后，阻隔墙会吸附地下水中的Cd2+，并减弱阻隔墙上下游间的水力联系，实现对地下水中Cd2+的有效阻隔。
3)考虑到阻隔墙的低渗透性造成的水位增高可能导致局部流场改变的情况，建议阻隔墙技术在实际应用中，结合使用地下水抽出处理，可进一步改善地下水污染修复效果。
[1] 冯兴保. 城市景观艺术设计对垃圾填埋场生态环境的优化与影响研究[J]. 环境科学与管理，2019，44(7)：147-150.
[2] 雷抗，李瑞，李鸣晓，等. 海积平原区浅层地下水污染在线监测预警指标的确定:以天津市某简易生活垃圾填埋场为例[J]. 环境工程，2018，36(11)：179-184.
[3] 克热木·阿布都米吉提，束龙仓，鲁程鹏，等. 某垃圾填埋场地下水污染运移预测及控制方案模拟[J]. 水电能源科学，2018，36(3)：46-49.
[4] 丁文川，姚瑜佳，曾晓岚，等. 垃圾填埋场中新型污染物的研究进展[J]. 环境化学，2018，37(10)：2267-2282.
[5] 王敏，朱歆莹. 生活垃圾填埋场渗滤液金属污染特征及典型金属污染物来源解析[J]. 环境科技，2018，31(3)：62-66.
[6] 丁乃春，汪宝英. 垃圾填埋场地下水污染修复技术研究[J]. 环境与发展，2018，30(12)：95,97.
[7] 骆成杰，刘建，刘丹，等. 某红层地区临河非正规生活垃圾填埋场地下水污染与修复模拟[J]. 环境工程，2018，36(10)：24-29.
[8] 杨文韬. 基于ComGIS的垃圾填埋场地下水污染模拟与预测[D]. 合肥：合肥工业大学，2018.
[9] GALITSKAYA I V， MOHAN K R， KRISHNA A K， et al. Assessment of soil and groundwater contamination by heavy metals and metalloids in russian and indian megacities[J]. Procedia Earth and Planetary Science， 2017， 17: 674-677.
[10] 陈云敏，王誉泽， 谢海建，等. 黄土-粉土混合土对Pb(Ⅱ)的静平衡和动态吸附特性[J].岩土工程学报，2014，36(7): 1185-1194.
[11] 范日东. 重金属作用下土—膨润土竖向隔离屏障化学相容性和防渗截污性能研究[D].南京:东南大学，2017.
[12] 束龙仓，许杨，吴佩鹏. 基于MODFLOW参数不确定性的地下水水流数值模拟方法[J].吉林大学学报(地球科学版)，2017，47(6): 1803-1809.
[13] ALIYARI F， BAILEY R T， TASDIGHI A，et al. Coupled SWAT-MODFLOW model for large-scale mixed agro-urban river basins[J]. Enviormental Modelling & Software， 2019， 115: 200-210.
[14] YIHDEGO Y， RETA G， BECHT R. Human impact assessment through a transient numerical modeling on the UNESCO World Heritage Site， Lake Naivasha， Kenya[J]. Enviormental Earth Sciences， 2017， 76(91).
[15] 李乐乐， 张卫民. 渗透反应墙技术处理铀尾矿库渗漏水的研究现状[J]. 环境工程， 2016，34(1): 168-172.
[16] 许四法， 张勇， 王哲. 垃圾填埋场衬垫系统穿刺性能评价[J]. 岩土力学， 2011，32(6): 1697-1700.