黄土中渗滤液的迁移勘察与数值分析

詹良通, 龚　标, 兰吉武, 王誉泽, 陈云敏

(浙江大学 软弱土与环境土工教育部重点实验室,浙江 杭州 310058)



黄土中渗滤液的迁移勘察与数值分析

詹良通, 龚标, 兰吉武, 王誉泽, 陈云敏

(浙江大学 软弱土与环境土工教育部重点实验室,浙江 杭州 310058)

摘要:在西北黄土地区某填埋场进行钻孔取样和渗滤液水位测试,在室内对不同深度土样的Cl-和COD质量浓度进行测试分析,获得该填埋场运行19 a后渗滤液在底部压实及天然黄土层迁移情况.针对该填埋场,建立污染物迁移的二维有限元数值模型,通过实测数据的反演分析率定出Cl-和COD在场底土层中的迁移参数,并对该填埋场继续运行至50 a时污染物的迁移进行预测.测试结果表明：该填埋场运行19 a后COD和Cl-在压实及天然黄土层中最大竖向迁移深度分别为3 m和7 m,水平向迁移距离有限,黄土对COD具有较强的吸附阻滞作用.模拟预测结果表明：在18.5 m高渗滤液水头作用下,填埋场运行50 a时渗滤液中COD和Cl-的最大迁移深度分别达5 m和15 m.

关键词：垃圾填埋场；渗滤液；压实黄土；天然黄土；迁移；阻滞因子；长期预测

垃圾在填埋过程中及封场后有大量渗滤液产生[1-3].渗滤液中含有的无机盐类、有机污染物及重金属易对周边土壤及地下水造成污染,给周边居民带来潜在的健康威胁.国内相关研究表明：苏州某填埋场运行30a后Cl-在底部粉质黏土层中的迁移深度可达10m以上[4]；淮南某简易填埋场运行17a后渗滤液中重金属Cu、Pb、Cr在底部天然黏性土层中迁移深度达2m以上[5].对于一些地质条件较好或污染物负荷较低的场地,渗滤液污染物在场底土层中扩散范围比较小[6-7].上述调查研究结果表明,简易填埋场渗滤液污染扩散范围与污染负荷和场底土层渗透及扩散性能密切相关.因此,必须针对典型场地条件的填埋场开展调查和研究,才能获得有代表性、客观的污染状况评价结果.

本文所调查研究的西北地区某垃圾填埋场于1995年投入使用,场底铺有2m厚的压实黄土,其下为天然黄土,是九十年代中国西北地区较为典型的填埋场.为了掌握该填埋场底部黄土的污染状况,笔者于2013年在填埋场内外开展了场底土层钻孔取样、渗滤液水位测试及不同深度土样的Cl-和COD质量浓度测试工作.在此基础上建立填埋场污染物迁移的二维有限元数值分析模型,对该填埋场运行19a后渗滤液污染物迁移情况进行反演,与实测的的Cl-和COD质量浓度剖面进行对比分析,率定出代表惰性污染物的Cl-及代表宏量有机污染物的COD在场底黄土层中的迁移参数.利用这些率定参数预测该填埋场继续运行至50a时污染物最大迁移深度.

1场地概况

该填埋场位于西北黄土地区,占地1 100多亩,总容积4 900多万立方米.工程分三期建设,本次调查选取的一期工程于1993年动工,1995投入运行,2000年封场.现场钻孔的平面布置如图1所示.填埋场内钻孔取样区域土层分布从上到下依次为垃圾堆体层、压实黄土层和天然黄土层.垃圾层采取坑填式分层卫生工艺进行填埋.压实黄土层中采用的黄土属于粉质黏土,含水量为21%～25%,压实过程中控制干密度为1.67g/cm,铺设厚度为2m.天然黄土属于粉质黏土,竖向及水平向渗透系数分别为4.5×10-8m/s、3.5×10-8m/s,属微透水性土层.黄土颗粒表面粗糙,含丰富的凹陷和突起,结构与活性炭的多孔结构有相似之处,具有吸附量大等优点[8-9],COD代表的宏量有机污染物在黄土中的分配系数约为0.125～4.170mL/g[10-11].填埋场#02、#03钻孔所在位置垃圾堆体内渗滤液水位高出场底约18.5m,向西北和东南方向水位逐渐下降,#18钻孔未见地下水,如图2所示.

2钻孔取样及污染物质量浓度测试

2.1钻孔及取样方法

如前所述,在一期工程区域共布置了5个钻孔,如图1、2所示(H为高程).其中#02、#03钻孔位于垃圾堆体上,#05钻孔位于垃圾坝上,#09钻孔位于垃圾坝外池塘中,#18钻孔位于垃圾堆体西侧远离垃圾堆体的黄土边坡中.填埋场钻进取样过程中采用套管护壁,以防止塌孔及交叉污染.当钻至场底土层时抽掉孔内残余的渗滤液,以防止渗滤液对下部土体造成污染.一次性钻取2m长土样,保证土样的完整性,避免渗滤液对中间部位土体的污染.从底部的20cm垃圾处开始,经过明显污染段,直至不明显污染土以下2m,采用全段取样；其下每1m取一个样,至不明显污染土以下5m.土样取出后及时密封,贴好样签,装入防震箱,送往实验室.本次钻孔共取样163个,其中用于本次室内测试分析的土样共48个,每个土样长度为20cm.

图1　西北黄土地区某填埋场的现场钻孔平面布置示意图Fig.1　Layout of field borehole at landfill in Northwest loess rogion

2.2污染物质量浓度测试方法

土样处理前,先按计划选出待测土样,然后切除土样两端约2cm厚以及外周约1cm厚部分,从中间位置切取约400g土样.取出约15g土样进行含水量的测试,剩余部分参照《土壤环境监测技术规范》(HJ/T166-2004)[12]的要求与步骤进行土样处理,处理好的土样置于贴好标签的器皿中备用.采用四分法取3g处理好的土样,与30mL去离子水混合,置于振荡器中振荡24h(振荡频率为110次/min,振幅为40mm),使可溶物质充分溶解,然后置于离心机中进行固液分离,得到浸出液[13],用于Cl-质量浓度ρ(Cl-)及COD质量浓度ρ(COD)的测定.

图2　填埋场内钻孔布置及土层剖面图Fig.2　Layout of borehole and soil profile at landfill

Cl-质量浓度的测定参照《水质无机阴离子的测定离子色谱法》(HJ/T84-2001),使用离子色谱仪测得浸出液中Cl-的质量浓度ρ1,结合实测含水量ω,由下式求得土体孔隙水中Cl-的质量浓度：

(1)

式中：ω为含水量；V为浸出液制备过程加入去离子水体积；m为浸出液制备过程加入干土的质量.

COD质量浓度的测定采用5B-3C型COD快速测定仪,测得浸出液中COD的质量浓度后,同样参照式(1)求得土体孔隙水中COD的质量浓度.该仪器对同一试样重复测试结果的相对标准差为0.48%,与标准的重铬酸钾滴定法测试结果相比,相对误差在-5.05%～5.05%,说明采用该仪器测定COD质量浓度的测试结果是可靠的.

3测试结果分析与讨论

3.1Cl-质量浓度在土层中分布

图3　土层孔隙水中Cl-质量浓度沿深度分布图Fig.3　Distribution of Cl ion mass concentration in pore water along depth

由于Cl-在土层中不易被吸附,容易随地下水迁移,目前国际上普遍采用Cl-作为示踪离子来判断、评价污染物的迁移.如图3所示为埋场下卧土层及场外土层孔隙水中Cl-质量浓度沿深度的分布.#18钻孔位于垃圾堆体西侧远离垃圾堆体的黄土边坡中且该钻孔40m深度仍未发现地下水,因此#18钻孔40m深度处黄土孔隙水中Cl-质量浓度(31.748mg/L-1)可作为背景值.

如图3所示,填埋场内Cl-质量浓度的最大值为3 500.52mg/L-1,约为背景值的110倍.该质量浓度与淮南填埋场Cl-质量浓度的最大值(3 800mg/L-1)[14]接近,这可能是由于该填埋场垃圾组分与淮南填埋场垃圾组分类似的缘故[15-16].#02、#03钻孔下卧土层中Cl-质量浓度随深度的增加逐渐向背景值靠近,7m深度内仍未降低到背景值,说明Cl-的迁移以对流-弥散为主.#09钻孔Cl-最大质量浓度为87.8mg/L-1,且随深度的增加迅速接近背景值,说明渗滤液水平迁移距离有限.

3.2COD质量浓度在土层中分布

COD作为土层中宏量有机物的量化指标,对于研究宏量有机物在土层中的迁移十分重要.如图4所示为填埋场下卧土层及场外土层孔隙水中COD质量浓度沿深度的分布.同样将#18钻孔40m深度处黄土孔隙水中COD质量浓度(165.48mg/L)作为背景值.

图4　土层孔隙水中COD质量浓度沿深度分布图Fig.4　Distribution of COD mass concentration in pore water along depth

如图4所示,COD质量浓度的最大值为2 267.19mg/L,低于淮南填埋场COD质量浓度的最大值(3 310mg/L)[14],这可能是由于取样测试时该垃圾填埋场运行时间比淮南填埋场运行时间长,COD随着填埋龄期的增加进一步发生降解的缘故.#02、#03、#09钻孔土层孔隙水中COD质量浓度随深度的增加逐渐降低.其中#02、#03钻孔COD质量浓度分别在3m和2.5m深度处下降到接近背景值,这是由于#02钻孔渗滤液水头及COD初始质量浓度大于#03钻孔的缘故.与前文Cl-迁移深度相比,COD的迁移深度明显较小,说明压实黄土及天然黄土对COD具有一定的阻滞作用.#09钻孔中COD质量浓度在0.35m深度降低到背景值,说明渗滤液水平迁移距离有限.

3.3污染物运移分析参数率定

1)污染物运移控制方程.

通过垃圾体的钻孔基本处于填埋场的中心线附近,可以沿x、z向建立二维平面模型来模拟污染物在填埋场底部土体中的运移问题.本次分析采用GEO-STUDIO中的SEEP/W、CTRAN/W模块,控制方程为

(2)

式中：c为土层孔隙水中污染物的质量浓度,n为孔隙率,D为水动力弥散系数,v为渗流速度,Rd为阻滞因子,i为土层编号，x、z为位置坐标.在线性吸附的条件下,阻滞因子Rd可以表示为

Rd,i=1+ρd,iKd,i/ni.

(3)

式中：ρd为土体干密度,Kd为分配系数.

水动力弥散系数D可以表示为

(4)

式中：D*为有效扩散系数,D*=τD0；Dm为弥散系数；D0为离子在自由水中的扩散系数；τ为弯曲因子；α为弥散度.

2)计算模型.

现场勘察资料显示,整个垃圾填埋场长度为1 509m,其西北端垃圾堆体表面高程为503m.以整个填埋场为原型,建立二维网格模型,对重点研究的一期填埋区域进行局部放大,如图2所示.模型分为3层,最上层为垃圾堆体,之下为2m厚的压实黄土层,最下层为天然黄土.

根据调查结果,选择土层孔隙水中Cl-、COD质量浓度较高的#02、#03钻孔进行迁移模拟.模型的渗流边界条件见图2.假定在前5a垃圾堆填过程中渗滤液水位均匀上升到调查时的水位高度,并且以后14a保持稳定.采用GEO-STUDIO的SEEP/W模块进行渗流分析,以垃圾堆体内水位线所在位置为上部边界,设为零压力水头边界；底部边界GH、东南边界HI及西北远端边界设为零流量边界.

污染物迁移采用GEO-STUDIO的CTRAN/W模块分析,模型边界如图2所示.垃圾填埋场于1995年投入运行,运行2a后COD的质量浓度值从12 800mg·L-1降到2 811mg·L-1[15]并逐渐进入到较稳定状态,Cl-质量浓度随时间变化不明显[17].因此该填埋场在19a运行期间,垃圾堆体内污染物的质量浓度较稳定,分析时假定为恒定值.为了与实际场地条件相吻合,将垃圾堆体分为一区ABKJ、二区KBCL、三区CDL,各部分的质量浓度取相应钻孔场底渗滤液中污染物的质量浓度值,如表1所示.根据前文3.1、3.2节所述,Cl-、COD质量浓度的背景值分别取为31.748mg·L-1、165.48mg·L-1.图2中DI段所在处是一个池塘,符合自由出流边界条件,故设为自由出流边界(Qm=0,qd>0)；底部边界GH、东南边界HI及西北远端边界设为零通量边界.

表1#02、#03、#05钻孔场底渗滤液中Cl-、COD质量浓度

Tab.1MassconcentrationofClionsandCODinleachateofborehole#02、#03、#05atbottomoflandfill

mg/L

3)模型参数及率定.

本次分析所用的计算参数如表2所示.表2中k为渗透系数,kh为水平向渗透系数,kv为竖直向渗透系数,e为孔隙比,ds为颗粒比重.表2中各土层关键参数的取值依据如下.

表2　污染物迁移数值模拟计算参数

1)压实黄土渗透系数取值参考前人测试结果[18].前人研究的黄土与本文压实黄土同属粉质黏土,两者的液限及塑限接近,课题组成员研究获得的该填埋场压实黄土饱和渗透系数(ksat)与干密度关系与前人测试结果较为吻合,如图5所示.利用前人测试结果中渗透系数与干密度的关系可获得干密度为1.67g/cm3压实黄土的渗透系数渗透系数平均值为8×10-9m/s.孔隙比是根据土体干密度和土颗粒比重计算获得.该场地场底渗滤液水位较高,分子扩散作用对污染物在下卧土层中迁移深度的影响相对较小[19],弯曲因子可取前人对粉质黏土测试结果平均值(τ=0.2)[20].Cl-及COD在自由水中的扩散系数分别为20.3×10-10m2/s、11.3×10-10m2/s,根据有效扩散系数计算公式可以得到Cl-及COD的有效扩散系数.天然黄土渗透系数、孔隙比、干密度、比重通过取样测试获得；考虑到天然黄土实测干密度与压实黄土的接近,其有效扩散系数取值与压实黄土的相同.

2)垃圾的竖向渗透系数通过取样测试获得,根据本课题组对垃圾各向异性测试结果[21],水平渗透系数取为竖向的2倍,即kh=2kv.

3)其余不确定参数(包括弥散度α、阻滞因子Rd)是通过对现场取样测试的污染物质量浓度分布剖面进行数值反演和率定分析得到的,具体如下.

图5　西安压实黄土干密度与渗透系数的关系曲线Fig.5　Relation curve between dry density and permeability coefficient of Xi’an compacted loess

图6　弥散度对Cl-质量浓度剖面反演结果的影响Fig.6　Effect of longitudinal dispersivity on back analysis results of Cl ion mass concentration profile

a.弥散度率定.

考虑到Cl-为惰性离子(即土层对其吸附作用可忽略),阻滞因子Rd可取为1,有效扩散系数参照表2.本文实测的Cl-质量浓度值在7m深度还未降低到背景值,故观测尺度大于7m,纵向弥散度的取值范围为0.5～5.0m,横向弥散度是纵向弥散度的1/10[22].本文选取纵向弥散度为0.5m、0.8m、3.0m、5.0m进行率定,结果如图6所示.可见,随着弥散度的增加,Cl-在土层中的迁移深度增加,当弥散度从0.5m增加到5.0m,Cl-迁移深度增加了7.0m.弥散度对污染物迁移深度(z)的影响是非线性的,随着弥散度的增大,迁移深度的变化幅度减小,如图7所示.分析表明：该场地条件下,弥散作用对污染物迁移深度的影响较大,当纵向弥散度为0.8m时,模拟结果与实测质量浓度剖面接近.

b.阻滞因子率定.

图7　弥散度及阻滞因子对迁移深度的影响Fig.7　Effect of longitudinal dispersivity and retardation factor on migration depth

考虑到弥散度的取值取决于土层性质[23],在拟合COD迁移的阻滞因子时,纵向弥散度取为0.8m,有效扩散系数取值参照表2.由于COD代表的宏量有机污染物在土层中的分配系数约为0.125～4.17mL/g[10-11],线性吸附条件下求得压实黄土层及天然黄土层阻滞因子分别为1.7～24.8、1.5～18.0,本文选取阻滞因子为1.5、2.0、4.0、6.0、8.0、15.0、25.0进行率定,结果如图8所示.可见阻滞因子对COD迁移深度有显著影响,当阻滞因子从1.5增加到25.0时,迁移深度从7.0m减小到1.5m.阻滞因子对污染物迁移深度的影响是非线性的,随着阻滞因子的增大,迁移深度的变化幅度减小,如图7所示.从图8(a)中可以看出,阻滞因子为4～15时,#02钻孔模拟结果与其实测质量浓度剖面比较接近,阻滞因子Rd=6时,与实测质量浓度剖面吻合最好；从图8(b)中可以看出,阻滞因子为6～15之间时,#03钻孔模拟结果与其实测质量浓度剖面比较接近,阻滞因子Rd=8时,与实测质量浓度剖面吻合最好.可以看出#02钻孔率定出的阻滞因子略小于#03钻孔,原因是#02钻孔所在位置的水头及COD初始质量浓度大于#03所在位置水头及初始质量浓度.

综上所述,Cl-在该黄土层中的迁移参数为：有效扩散系数D*=4.60×10-10m2/s,弥散度α=0.8m,阻滞因子Rd=1.COD在该黄土层中的迁移参数如下：有效扩散系数D*=2.26×10-10m2/s,弥散度α=0.8m,阻滞因子取值范围为6～8.

图8　阻滞因子对COD质量浓度剖面反演结果的影响Fig.8　Effect of retardation factor on back analysis results of COD mass concentration profile

3.4污染物运移深度的进一步预测

图9　填埋场继续运行至50 a时Cl-及COD迁移深度的预测Fig.9　Prediction of Cl ion and COD migration depth after 50 years’ operation of landfill

在前文确定的所有污染物运移参数的基础上,利用GEO-STUDIO软件预测了随填埋时间的增加污染物沿深度方向的进一步迁移.若以#02钻孔Cl-、COD为例,其在该黄土层中的运移参数分别为：Cl-,有效扩散系数D*=4.60×10-10m2/s,弥散度α=0.8m,阻滞因子Rd=1；COD,有效扩散系数D*=2.26×10-10m2/s,弥散度α=0.8m,阻滞因子Rd=6.以这些参数为基础,分析得到了填埋场继续运行至50a时Cl-及COD在场底土层中的迁移深度,如图9所示.从图中可以看出,Cl-最大迁移深度达到15m,COD最大迁移深度达到5m.

4结论

(1)垃圾堆体(#02、#03)下卧土层孔隙水中Cl-及COD质量浓度随深度的增加逐渐降低.COD最大垂直迁移深度为3m,Cl-最大垂直迁移深度超过7m,说明场底压实黄土及天然黄土对宏量有机物具有较强的吸附阻滞作用.坝体后池塘#09钻孔Cl-及COD质量浓度分别为87.8mg/L、281.97mg/L,接近背景值,说明渗滤液水平迁移距离有限.

(2)在该场地土层及高渗滤液水头条件下,弥散度和阻滞因子的影响不可忽略.Cl-在该黄土层中的迁移参数为：有效扩散系数D*=4.60×10-10m2/s,弥散度α=0.8m,阻滞因子Rd=1.COD在该黄土层中的迁移参数为：有效扩散系数D*=2.26×10-10m2/s,弥散度α=0.8m,阻滞因子取值范围为6～8.

(3)在18.5m高渗滤液水头作用下,该填埋场运行50a时渗滤液中Cl-迁移深度最大可以达到15m,COD为5m.

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收稿日期：2015-03-06.

基金项目：国家“863”高技术研究发展计划资助项目(2012AA062601).

作者简介：詹良通(1972—)，男，教授，博士，从事环境岩土工程、非饱和土力学及岩土工程物理模拟研究.ORCID： 0000-0002-4483-6737. E-mail: zhanlt@zju.edu.cn

DOI:10.3785/j.issn.1008-973X.2016.06.026

中图分类号：TU 41; X 825

文献标志码：A

文章编号：1008-973X(2016)06-1196-07

Fieldandnumericalinvestigationonmigrationofleachateinloesssoil

ZHANLiang-tong,GONGBiao,LANJi-wu,WANGYu-ze,CHENYun-min

(MOE Key Laboratory of Soft Soils and Geoenvironmental Engineering, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China)

Abstract:Borehole sampling and measurement of leachate levels were carried out at a landfill of municipal solid wastes in the Northwest region of China. The soil samples at different depths were collected to determine the mass concentrations of Cl ion and COD in laboratory. The situation of leachate transport in the compacted and natural loess soil strata under the landfill after 19 years’ operation was obtained. 2D finite element models were set up to simulate the transport of leachate under the landfill. The model parameters of Cl ion and COD were obtained by back analysis of the measured Cl ion and COD mass concentration profiles. Long-term simulation of 50 years was carried out to predict the migration of Cl ion and COD into the soil strata. The test results show that after 19 years’ operation, the vertical migration depth of COD in the compacted and natural loess was 3 m and that for Cl ion was deeper than 7 m, and the horizontal migration distances of Cl ion and COD were limited. Results indicate that the loess has a significant adsorption retardation effect on COD. The simulation results show that, with a leachate head of 18.5 m, the migration depth of Cl ion and COD after 50 years’ operation is 15 m and 5 m, respectively.

Key words:refuse landfill; leachate; compacted loess；natural loess; migration; retardation factor; long-term prediction