3 可渗透反应墙修复技术

　　可渗透反应墙修复技术

　　渗透反应墙（PermeableReactiveBarriers,PRBs）是污染地下水的原位修复技术，包括2种类型：①可渗透反应墙，通过开挖沟槽，填充反应介质进行修复；②原位反应墙，通过井排，把反应试剂注入含水层形成反应带进行修复（见图4-8）。广义而言，PRBs是可渗透的“处理带”用来阻截和修复地下水污染羽。“屏障”的含义是污染物的迁移被“阻止”，实际上PRBs的填充介质应比含水层的渗透性更大一些，以利于污染地下水的流入，并不会明显地改变地下水的流场。PRBs的“处理带”可以由直接填充翻译介质构成，如零价铁；也可以注入碳源、营养物质以增强地下微生物的活性，降解有机污染物。

图4-8 原位反应墙原理示意图

　　PRBs修复技术可用于多种目的，如在污染源处使用可以减少污染物迁移的铜梁，用于污染源带的控制与修复；在污染羽下游使用，则可用来保护下游地下水受体，用于污染物的去除。目前欧美等发达国家广泛应用的去除地下水中污染物的方法。PRBs是一个填充有活性反应介质材料的被动反应区，当受污染的地下水通过时，污染物质与反应介质发生物理、化学和生物等作用而被降解、吸附、沉淀或去除，从而使污染地下水得以净化。

　　3.1 PRBs技术的基本原理

　　USEPA1998年发行的《污染物修复的PRB技术》手册将PRBs定义为：在地下安置活性材料墙体以便拦截污染羽状体，使污染羽状体通过反应介质后，其污染物能转化为环境接受的另一种形式，从而实现使污染物浓度达到环境标准的目标。

　　PRBs主要由透水性的反应介质组成，它通常置于地下水污染羽状体的下游，与地下水流向垂直。污染物去除机理包括生物和非生物2种，污染地下水在自身水力梯度作用下通过PRBs时，产生沉淀、吸附、氧化还原和生物降解反应，使水中污染物能够得以去除，在PRBs下游流出处理后的净化水。此法可去除地下水溶解的有机物、金属、放射性物质以及其他污染物质。

　　3.2 PRBs的结构类型

　　USEPA根据PRBs在结构形式上的差异将其分为2种类型：连续墙式PRBs、隔水墙斗-导水门式PRBs。

　　1.连续墙式PRBs（continuouswallPRBs）

　　当地下水污染羽状体影响范围较小时，将可渗透反应墙体放置于垂直于污染羽状体迁移途径的位置（见图5-9），墙体的宽度及高度要保证整个污染羽状体都能通过。同时，墙体的厚度也必须保证污染物通过墙体内介质（活性材料）处理后其浓度能达到规定的环境标准。连续墙式PRB结构比较简单，且不改变地下水的自然流向。

　　2.隔水漏斗-导水门式PRBs（funnel-and-gatePRBs）  

　　隔水漏斗-导水门式PRBs由不透水的介质（隔水漏斗）、导水门及渗透反应介质（活性材料）组成。隔水漏斗嵌入到隔水层中，以防止污染羽状体通过渗流进入下游未污染区。隔水漏斗由封闭的片桩或泥浆墙组成，引导或汇集地下水进入导水门，然后再通过渗透反应介质进行处理，这种PRBs系统应用于潜水埋藏浅的大型地下水污染羽状体。在设计时，要充分考虑污染羽状体的规模流向以便确定隔水漏斗与导水门的倾角，使污染羽状体不至于从旁边迂回流出。

　　此外，也有学者把它分为4中类型：装填式PRBs、隔水漏斗-导水门与沉箱联合布置PRBs，使PRBs的结构更加细化。

　　 3.3 PRBs材料的选取

　　PRBs使用的反应材料一般根据污染物的组分及修复目的不同而各异，最常见的是零价铁（Fe0）。其机理是根据化学热力学和化学反应动力学理论，在Fe2+/Fe0的半反应中，Fe2+转变为Fe0反应的Eh值是负的，因此Fe0易被氧化，失去的电子传递给具有氧化性的有毒重金属和有机氯代烃等有机物，使其被还原，从而达到地下水修复的目的。渗透反应墙常见的有氧化还原和生物降解2种类型。从而达到地下水修复的目的。渗透反应墙常见的有氧化还原和生物降解2种类型。从国外实践研究中可以发现以Fe0作为反应介质是很普遍的，其对于去除重金属、硝酸盐、硫酸盐、卤代烃、石油烃等污染物是很有效的。

　　最新研究成果是将零价纳米铁（NanoscaleZerovalentIron，NZVI）介质与超声波联用，协同处理地下水中的污染物。协同作用的优势在于NZVI的比表面积大，吸附能力强，能将超声空化产生的微气泡吸附在其表面，强化超声波的空化作用。同时超声波产生极强烈的冲击波、微射流，以其振动和搅拌作用去除降解过程中纳米表面形成的钝化层，强化界面上的还原降解反应，提高去除率。但该工艺不足在于超声波的空化范围有限（主要集中在探头正下方圆柱区域内）。

　　3.4 PRBs技术优缺点

　　PRBs修复技术较目前应用比较广的P&T技术而言具有更高的优越性。抽出-处理技术在将污染地下水抽出的过程中需要泵产生动力，因而要花费大量的电费，在地面污水处理过程中需要费用，最后在回灌过程中又需打井的费用。而渗透反应格栅技术是一次性投资，一般情况下将其安装好以后就不需要再进行追加投资。但是当反应材料使用完以后，必须进行材料的更换，不过时间一般是20～30年。PRBs技术不但经济，而且对污染物处理效果好。研究表明利用P&T技术处理三氯乙烯（TCE）时，由于地下水的流动导致溶质分散以及被土壤等吸附，使进入抽气井的TCE浓度只有污染源头处的60%，因此利用该技术治理地下水中TCE的效率小余60%。然而利用PRBs技术不会产生这些影响。但是渗透性反应墙具有易被堵塞、地下水的氧化还原电位等天然环境条件易招到破坏、工程措施及运行维护相对复杂等缺点，加上双金属系统、纳米技术成本较高，这些因素阻碍了渗透性反应墙的进一步发展及大力推广。

　　3.5 渗透反应墙技术应用实例

　　加拿大Waterloo大学的R.W.Gillham于1989年首次提出渗透反应墙治理地下水的概念并开展室实验，1991年成功地进行了第一次野外试验，1995年首次投入运行，墙体尺寸为高4m、厚113m、长13m，对四氯乙烯和氯仿的去除效率分别达到91%和95%。此后，该方法得到推广应用。到目前为止，加拿大已有近60个场址采用该方法治理地下水。德国已有50多处采用渗透反应墙。美国更多，据调查，在易污染的5000个地下水系统中，已有500～1500个采用该法治理。据美国对24个退役铀尾矿库地下水修复的研究表明，每个场址的治理费用由抽出-处理法0.8亿～1.6亿美元降到渗透反应墙的0.14亿～0.24亿美元；采用渗透反应墙修复方法至少每年可节省10亿美元。1996年在美国Elizabeth地区的东南部安装了一个连续墙式Fe0-PRB，污染羽状体中含有较高浓度的铬（>10mg/L）及一部分TCE（>19mg/L）、DCE等有机物，污染羽状体经过反应墙的连续反应，其中铬的浓度小于0.101mg/L，TCE、DCE等有机物的浓度也达到了相应的标准。21世纪初中国开始应用渗透反应墙技术，通过实验模拟装置成功去除地下水中的部分金属和有机物。