张会杰,吴冰清,徐海侠

(江苏大学土木工程与力学学院,江苏 镇江 212013)



气泡墙对垃圾填埋场黏土衬垫中典型VOCs迁移的影响

张会杰,吴冰清,徐海侠

(江苏大学土木工程与力学学院,江苏 镇江 212013)

为提高垃圾填埋场防渗衬垫对可挥发性有机污染物(VOCs)的阻挡效果,在对流-扩散-吸附机理的基础上,考虑了夹气泡压实黏土的固结变形、VOCs固有生物降解和VOCs气液相转化效应,建立了VOCs在夹气泡的填埋场黏土衬垫系统中的传输数学模型，并针对某工程实例,利用多物理场有限元数值软件对数学模型进行求解,研究了填埋场黏土衬垫中典型VOCs的传输与转化。结果表明,夹气泡形成的蒸汽阻滞作用能在一定程度上延缓VOCs的穿透过程;当封闭气体为氧气时,氧气的存在所促发的固有生物降解能有效阻断VOCs的传输,且在垃圾填埋场现场常见污染物浓度水平下所需气泡墙厚度相对较薄。

可挥发性有机污染物;黏土衬垫;夹气泡;固有生物降解;蒸汽阻滞

随着全球经济的发展和城市化进程的加快,城市生活垃圾的产量也在不断增加,其造成的环境污染已经成为备受人们关注的热点问题。卫生填埋是当前主要的生活垃圾处理方法,但填埋过程中及封场后产生的渗滤液中挥发性有机污染物(volatile organic contaminants,VOCs)含量较高[1],会对垃圾填埋场周围地下水及土壤造成污染[2-3]。填埋场的防渗材料主要有土工膜[4]和低渗透性的压实黏土(CCL)或人工黏土(GCL)[5]。陈云敏等[6]给出了垃圾填埋场层状饱和黏土衬垫中污染物的一维扩散迁移模型,得到了模型的解析解。刘建国等[7]对填埋场的不同防渗配置下的渗滤液及污染物泄漏量进行了计算,发现污染物一旦穿透黏土衬层, 其泄漏量较为可观。

通常工况下,垃圾场衬垫黏土层都处于固、液、气三相同时存在的非饱和状态[8]。黏土衬垫压实过程中，地下水位的波动和土壤中微生物的活动都会在黏土衬垫中产生不连通的封闭气泡[9]。1997年Fry等[10]分别采用了3种方法在粗砂中引入氧气:直接注入气体、注入包含气体的过饱和水、注入过氧化氢(H2O2)水溶液,在粗砂土中注入H2O2水溶液可以使氧气在孔隙中的体积分数达到17%～55%。夹气泡的存在导致土壤的渗透系数减小,进而阻碍污染物的传输。Marinas等[9]研究发现,土壤中小体积的气泡能严重影响孔隙水压对外部荷载的响应;孔隙水压的变化又会影响孔隙水的流动和溶质的对流，同时,当上部垃圾体的自重和地下水位变化时,黏土层孔隙水压会发生变化,使其中的封闭气泡产生压缩或膨胀。

Zhang等[11]研究了VOCs溶质在高饱和压实黏土衬垫中的对流-扩散、纵向弥散,采用数学模型模拟了黏土的压缩变形对VOCs迁移的影响；为了考虑变形的几何非线性和黏土渗透、扩散系数的非线性变化对污染物穿透防渗层移动的影响,扩展得到有限变形数学模型[12]。2015年,Zhang等[13]在上述基础上探讨了夹气泡衬垫中VOCs溶质挥发进入气泡而形成的蒸汽阻滞(vapor retardation)对VOCs传输的影响,发现夹气泡能有效拦阻黏土衬垫中憎水性VOCs的传输,但对亲水性VOCs通过衬层的击穿时间改变不大。同时,填埋场加载引起夹气泡体积的变化对VOCs的迁移影响甚微,可以忽略。

除对流、弥散、扩散、吸附外,VOCs在黏土中的迁移和演化也会受到其降解的影响[14-15]。Fan等[16]的试验证实200余种细菌、酵母菌和真菌存在于黏土中，当有足够氧气供应时,土壤中的多种VOCs可以发生有氧降解,即固有生物降解(intrinsic biodegradation)。de Vaull[17]研究发现当氧气在土壤中的体积分数水平高于4%时,就足以维持固有生物降解。Laubacher等[18]研究指出建筑物基础下方土壤中的苯系物浓度随着氧气浓度升高而降低,表明固有生物降解与氧气浓度密切相关。

笔者在前人研究的基础上,提出在垃圾填埋场底层黏土衬垫中注入氧气气泡,并研究其促发的固有生物降解对5种典型的VOCs(二氯甲烷(DCM)、1,2-二氯乙烷(DCA)、三氯乙烯(TCE)、苯和甲苯)迁移和转化的影响,并探讨氧气泡墙在垃圾填埋场黏土衬垫中应用的可行性。

1 数学模型

1.1 概念模型和假设

在未含封闭气泡的多孔介质中,对流和扩散是溶质传输的主要途径。黏土中引入封闭夹气泡后,孔隙水和溶质的流动路径增长、污染物迁移受到阻碍(图1)。当溶解在孔隙水中的挥发性有机污染物流经夹气泡时,将会挥发并进入到气泡中。挥发过程持续进行,直到孔隙水中的污染物浓度和气体中的污染物浓度达到一定的平衡状态。因为气泡在土层中固定不动,夹气泡的存在形成对污染物溶质迁移的蒸汽阻滞效应[19]。

图1 孔隙尺度下夹气泡黏土中的渗流概念模型

在建立数学模型时,采用小变形假设,认为黏土衬层中可挥发性有机污染物溶质处于常见浓度水平,不会影响土壤和孔隙液体之间的相互作用。鉴于孔隙水的饱和度较高,模型中忽略水-气界面的蒸汽吸附。考虑到压实黏土的渗透性较低,假定污染物的吸附和挥发过程远快于黏土衬层的固结过程。相应解释详见文献[13]。

1.2 模型公式

考虑夹气泡构成的非饱和性，衬层固结引起的孔隙水流动、扩散、纵向机械弥散、土颗粒对污染物溶质的吸附、蒸汽阻滞和降解反应时,黏土衬层中VOCs溶质传输与演化的一维数学模型[13]为

式中:n为土壤孔隙率;ρs为土颗粒的密度;Kd为污染物分散系数;Sr为孔隙水的饱和度;H为溶解的污染物的无量纲形式亨利系数;cl为污染物组分在液体中的浓度;Dm为机械弥散系数;αL为纵向弥散系数;K为渗透系数;ρw为孔隙水初始密度;pe为超孔隙水压力;n0为初始孔隙率;λ为与污染物半衰期有关的系数;g为重力加速度;t为时间;z为深度;u为土壤位移。

VOCs的降解在本研究中采用一阶模型[20]来表达:

(2)

式中:cg为污染物组分在气体中的浓度;k1为VOCs在垃圾填埋场衬垫中的一阶降解率。需要指出的是,一阶降解模型仅仅适用于氧气供应足够的情形[20]。

衬垫的固结可以用孔隙水质量守恒方程与多孔介质动量守恒方程[11]来表示:

(3)

(4)

式中:β为孔隙液体压缩系数;ν为泊松比;G为土体的剪切模量。

垃圾填埋过程中,黏土衬层的孔隙率随黏土衬层的固结而减小,可表达为[11]

(5)

式中n0为初始孔隙率。

渗透系数与含水量存在幂级数关系[12]:

(6)

式中:Ks为饱和土壤中的渗透系数;a为幂指数,对于黏性土壤,a的范围为2.68～2.78[21]。

2 实例分析

2.1 问题描述

垃圾填埋场压实黏土复合衬垫系统主要由渗滤液收集系统(PLCS)、土工膜、压实黏土层及下方的二次渗滤液收集系统(SLCS)组成(图2)。选取1 m厚压实黏土防渗层进行分析,竖向坐标轴的原点位于压实黏土层顶部,以向下为正。

图2 垃圾填埋场压实黏土复合衬垫防渗系统示意图

假定垃圾填埋的速度恒定直到达到容量限值。在黏土衬层顶部因设置有不透水的土工膜,孔隙水流量为零,因此有:

(7)

(8)

式中Q为垃圾载荷加载应力。

VOCs溶质扩散通过土工膜，在土工膜的上边界,扩散通量近似为

(9)

式中:DG为土工膜质量传递系数;cl、cg分别为污染物组分在液体、固体中的浓度;h为土工膜厚度;c0为顶部污染物初始浓度。

在土工膜-黏土交界面,扩散通量为

(10)

式中D为水力扩散系数。

f(0-,t)与f(0+,t)应该相等,所以

(11)

因压实黏土底部与二次渗滤液收集系统相连,所以底部的超孔隙水压力和土颗粒位移视为不变,污染物浓度梯度为零,即

(12)

式中L为压实黏土层厚度。

初始状态下,认为黏土衬层内超孔隙水压力、土颗粒位移和污染物浓度为零,即

(13)

采用多物理场耦合有限元软件COMSOL求解VOCs污染物传输方程(1)、衬层固结方程(3)(4)和边界与初始条件方程(7)～(13),孔隙度和渗透系数的变化使用软件内置的函数功能表达。有限元空间离散时,使用非结构化拉格朗日线性单元。最大的全局单元尺寸为1 cm,并在边界处进行加密,加密单元的最大尺寸为0.01 cm。时间步长设定为0.01 a。在数值试验时发现上述离散方法能够保证计算结果的精度。

2.2 参数设置

假设垃圾填埋引起的竖向荷载为线性加载,速率为200 kPa/a,加载期t=2 a，其他参数取值为：土工膜厚度h=1.5 mm,VOCs在土工膜中的扩散系数DG=1 cm2/a,压实黏土剪切模量G=1 MPa,黏土渗透系数K=10-9m/s,黏土初始孔隙率n0=0.4,重力加速度g=9.8 m/s2,孔隙水初始密度ρw=1 000 kg/m3,土颗粒密度ρs=2 600 kg/m3。设土工膜顶部污染物质量浓度c0恒定为10 mg/L。在饱和度为0.8的衬层中,单位体积土壤中氧气浓度水平约为5.7%,大于4%。由氧气与VOCs如苯的化学反应数知,氧气可以降解18 mg/L质量浓度水平的苯(环境温度为20℃)。所以针对本实例选取的污染物初始质量浓度为10 mg/L的情况,氧气足够,一阶降解方程适用。

生活垃圾填埋场5种典型VOCs DCM、DCA、TCE、苯(benzene)和甲苯(toluene)有许多相似点,如都有一定的溶解度,在土壤中迁移的能力强,有一定的毒性[22]，其特征参数见表1,其中分配系数和扩散系数来源于相应测试地点的表层非饱和深度范围内的实测或实测推算数据,在用于本例中的压实黏土时需要作一定的调整。除了低渗透系数和次优的pH值,Chapelle等[23]认为压实黏土孔径小(<0.05 μm)、有效孔隙度低都能大幅度地降低固有生物降解率;Wiedemeier等[24]研究发现,污染物在深层地下土中的一阶降解率k1比在浅层土中低大约2到4个数量级；Hrapovic等[25]在试验中发现,土壤中固有生物降解对可挥发性脂肪酸的一阶反应率为0.019 2 h-1，因此,假设黏土衬垫固有生物一阶降解率是表1中相应的浅层土实测降解率的1/10 000。

表1 5种典型VOCs的特征参数

注:①数据来自美国威斯康星州麦迪逊市(Madison)的一个垃圾填埋场[26];②数据来自加拿大一个石油化工厂厂区检测结果[20];③其他数据都来自于文献[27]。

2.3 模拟结果与讨论

采用VOCs穿透衬垫的时间为指标来衡量衬垫防渗效果。穿透时间定义为当衬层底部污染物溶质浓度c达到某一水平(常取为土工膜顶部浓度c0的1/10)所需要的时间。图3～5为不同迁移条件下,5种典型VOCs在衬垫底部的浓度随时间的变化。

图3 不同的初始饱和度Sr0对DCM、DCA、TCE在含夹气泡衬层中传输的影响

图4 蒸汽阻滞和固有生物降解作用对苯、甲苯在衬层中传输的影响

图5 不同气泡墙厚度对苯、甲苯在低氧气降解率衬层中传输的影响

图3为当夹气泡不是氧气时,不考虑黏土中的固有生物降解时DCM、DCA、TCE 3种典型VOCs在初始饱和度分别为0.8和1.0时的传输变化进程。由图3可知,夹气泡(反应为初始饱和度小于1.0)的存在能延缓污染物的穿透,与之前Zhang等[11]的研究一致。在饱和度和分配系数相同,DCM的亨利系数比DCA大1个量级,但扩散系数小于DCA(但仍然处于同一个量级)时,DCM在衬垫底部的浓度比DCA大。这说明扩散系数对穿透时间的影响要比蒸汽阻滞效应明显。TCE与其他两种物质相比有较大的分配系数和较小的扩散系数,尽管亨利系数是DCM的4倍,穿透时间却更长。与吸附和扩散相比,夹气泡所引起的蒸汽阻滞效应对阻断效果的影响甚微。

进一步研究苯和甲苯这两种污染物,在初始饱和度0.8和1.0的情况下不考虑降解,以及在初始饱和度为0.8时考虑夹氧气泡所所引起的固有生物降解,结果如图4所示。由图4可知,即使不考虑降解作用,在夹气泡的初始饱和度为0.8时,夹气泡的存在对苯和甲苯的传输有明显的减缓作用,与图3的结果一致。当夹氧气泡时,氧气的存在引发固有生物降解,使污染物在衬层底部的相对浓度远低于0.1,表明夹氧气泡能有效地阻止污染物的迁移。

考虑到实际施工过程中注入气泡可能在顶层和底层的逃逸,夹气泡只能存在于局部区域,构成气泡墙。假定气泡墙以衬层中部为中心,图5显示了气泡墙厚度分别为25 cm和50 cm时苯和甲苯在黏土衬层底部的浓度变化。由图5可知,气泡墙厚度越大,对污染物的阻挡作用越明显。即使将苯和甲苯的固有生物降解率缩小为表层土实测值的1/10 000,当气泡墙厚度达到50 cm时,也足以使衬垫底部的污染物相对浓度不超过原顶部浓度的1/10。

假设在黏土层中间L/2处,存在一层0.5 m厚的气泡墙,则气泡墙位置介于深度为0.25～0.75 m之间。图6为初始饱和度为0.8时,苯在填埋场黏土衬垫中1 a、5 a、30 a的相对浓度分布。由图6可知,t=5 a和t=30 a的污染物浓度沿深度的分布曲线重合,表明浓度在第5年时基本达到稳定;在气泡墙的下半部,相对浓度已经远低于1/10,可以认为0.5 m厚的反应性气泡墙已经有效限制了苯的穿透。

图6 苯在不同深度上的浓度水平

3 结 论

a. 不同黏土衬层孔隙水的初始饱和度对污染物在防渗衬垫中的传输过程有影响,即使不考虑VOCs的固有生物降解,气泡的存在也能阻碍污染物在衬垫底部的穿透。

b. 污染物在压实黏土中的传输和变化过程中,土壤颗粒的吸附对VOCs的阻断作用比夹气泡所引起的蒸汽阻滞效果更明显。

c. 当防渗衬垫中引入氧气气泡时,所引发的固有生物降解作用可以有效降解衬层中的VOCs。若压实黏土固有生物降解反应率为表层土实测降解率的1/10 000,50 cm厚的气泡墙可使底部穿透的污染物相对浓度在1/10以内,表明反应性气泡墙在改善垃圾填埋场服役性能方面具有广阔的应用前景。

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Effects of bubble wall on migration of representative VOCs through clay liners of landfill

//ZHANG Huijie, WU Bingqing, XU Haixia

(FacultyofCivilEngineeringandMechanics,JiangsuUniversity,Zhenjiang212013,China)

To improve the performance of a clay liner in blocking the volatile organic contaminants (VOCs) at the bottom of a landfill, a mathematical model intended to study the migration of VOCs through the clay liner with bubbles was established based on the convection-diffusion-adsorption mechanism.Other mechanisms, including consolidation deformation of the clay liner with disconnected bubbles, intrinsic biodegradation of VOCs, and transferring of VOCs between the liquid and solid phases, were integrated in the newly proposed model. Using an actual project as an example, the mathematical model was solved with a finite element software for multiple physical fields, and the transfer and transformation of representative VOCs through the clay liner were investigated. The results show that the retardation effect of vapor formed by the trapped bubbles can impede the break of typical VOCs through the clay liner to some extent. In particular, when the gas in the bubbles is oxygen, significant intrinsic biodegradation of VOCs due to the presence of oxygen can efficiently block the VOCs, and the bubble wall layer is relatively thin under common concentration conditions of pollutants in landfills.

volatile organic contaminants; clay liner; trapped gas bubbles; intrinsic biodegradation; vapor retardation

10.3880/j.issn.1006-7647.2016.06.014

国家自然科学基金(51308259);江苏省高校自然科学研究项目(13KJB610004);江苏大学高级人才基金(14JDG023)

张会杰(1980—),男,副教授,博士,主要从事渗流力学与环境土工研究。E-mail:frank071@163.com

TV443

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1006-7647(2016)06-0075-05

2015-10-13 编辑：郑孝宇)