眭素剛 ，徐世光 ，劉文連，范柱國，丁茂斌，韋立德，馬宏杰

(1. 昆明理工大學(xué) 國土資源工程學(xué)院，云南 昆明，650093；2. 中國有色金屬工業(yè)昆明勘察設(shè)計研究院，云南 昆明，650224；3. 云南省地礦局，云南 昆明，653100；4. 中國科學(xué)院 武漢巖土力學(xué)研究所，湖北 武漢，430071)

對污染物在非飽和土壤中遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究始于20世紀(jì)80年代，學(xué)者們在研究非飽和帶水分運(yùn)動的基礎(chǔ)上，開始研究污染物在非飽和土壤中的遷移規(guī)律。在最初階段所采用的示蹤劑大都是鹽類或保守性物質(zhì)，通過大量的室內(nèi)及野外土柱物理模擬試驗，確定非飽和帶垂向一維彌散系數(shù)和衰減系數(shù)[1-2]。此后，隨著研究工作的深入，逐步開始研究重金屬在非飽和帶的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，考慮土壤液相和固相濃度的分配系數(shù)，并借助于Henry，F(xiàn)reundlich和Langmuir的等溫吸附模式來表示液相和固相濃度吸附和解吸問題[3-4]。我國對污染物在非飽和土壤中遷移轉(zhuǎn)化的研究已開始重視，如楊金忠等[5]用NaCl作為污染物的示蹤劑，采用電導(dǎo)率法測定土柱內(nèi)的濃度分布；呂家瓏等[6]對土壤中磷的運(yùn)移進(jìn)行研究；王亞男等[7]對含磷污水淋濾條件下土壤中磷遷移轉(zhuǎn)化進(jìn)行了模擬試驗。我國學(xué)者的研究大部分是在確定性模型基礎(chǔ)上進(jìn)行的一維垂向和均質(zhì)的溶質(zhì)運(yùn)移室內(nèi)研究，這些成果在自然界實際土壤中應(yīng)用時，有時偏差較大。國內(nèi)許多研究者應(yīng)用土壤及地下水溶質(zhì)運(yùn)移研究成果，結(jié)合尾礦庫自身的特點(diǎn)對此進(jìn)行研究。馬騰等[8]在對我國南方某大型尾礦庫庫區(qū)水文地質(zhì)條件概化的基礎(chǔ)上，討論了不同條件下 U(VI)在地下水中的遷移情況，建立的是二維計算模型，巖土介質(zhì)采用的是飽和滲流模型。徐曉春等[9]通過對銅陵鳳凰山礦林沖尾礦庫中重金屬元素的空間分布特征及相關(guān)土壤、水系沉積物和植物中重金屬元素含量變化的研究，探索尾礦重金屬元素的空間變化和遷移規(guī)律，分析其對周圍環(huán)境的影響及潛在危害性。張建軍[10]以某尾礦壩為研究對象，巖土介質(zhì)采用飽和滲流模型，采用數(shù)值模擬方法建立二維計算模型，并結(jié)合現(xiàn)場監(jiān)測資料，定量分析礦漿中銅離子遷移規(guī)律。為此，本文作者應(yīng)用土壤及地下水溶質(zhì)運(yùn)移研究成果，結(jié)合尾礦庫自身的特點(diǎn)，對尾礦庫中重金屬元素的空間分布特征及相關(guān)土壤、水系沉積物和植物中重金屬元素含量變化進(jìn)行研究，了解尾礦重金屬元素的空間變化和遷移規(guī)律。目前，通過試驗研究和數(shù)值模擬等方法，已經(jīng)取得了一定成果，但其對溶質(zhì)運(yùn)移分析都是建立在飽和巖土介質(zhì)滲流模型基礎(chǔ)之上。某渣場使用至今已50 a，庫容已接近使用極限，渣場堆渣含有氟和鋅等元素，并長期無屏障堆放，其有害物質(zhì)受大氣降水淋濾直接或間接進(jìn)入渣場下覆黏土層中，對渣場周邊地下水可能形成一定的污染。降雨引起該渣場污染物運(yùn)移是典型的三維溶質(zhì)遷移問題。通過對研究區(qū)內(nèi)非飽和土壤彌散、滲流特性試驗，考慮非飽和滲流過程的溶質(zhì)遷移數(shù)值模擬方法，并運(yùn)用國際商用軟件COMSOL Multiphysics對研究區(qū)建立污染物遷移模擬計算模型，運(yùn)用 COMSOL Multiphysics的標(biāo)準(zhǔn)模型，即無限制蓄水層垂直斷面上的穩(wěn)態(tài)滲流以及污染物瞬態(tài)傳輸，模型使用流體流動和溶質(zhì)傳輸?shù)亩辔锢韴鲴詈希瑧?yīng)用達(dá)西方程和對流擴(kuò)散方程，分析隨時間推移污染物在非均質(zhì)介質(zhì)中的運(yùn)移規(guī)律[11]，即分析渣場當(dāng)前污染物傳播范圍與濃度分布規(guī)律，并預(yù)測將來污染物傳播范圍與濃度分布規(guī)律，以便為渣場的閉庫治理提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

1.1 水文地質(zhì)條件

場地內(nèi)地下水主要類型為坡、殘積黏土孔隙水和碳酸鹽巖巖溶水?？紫端趨^(qū)間處于盆地邊緣地帶，含水性差，含微量上層滯水，一般多為雨季含水。大氣降水是場地內(nèi)坡、殘積黏土孔隙水的主要補(bǔ)給來源。大氣降水進(jìn)入渣場后，在渣體內(nèi)以垂直運(yùn)動為主，到達(dá)坡、殘積土層頂面，由于場地內(nèi)坡、殘積黏土具微透水性，所以，孔隙水在空間上以沿黏土頂面水平運(yùn)動為主，向下運(yùn)動為輔，向低基準(zhǔn)面徑流，或沿溝谷邊緣排泄。由于場地內(nèi)坡、殘積黏土層厚為 1.8～29.2 m，一般層厚達(dá)4.0 m以上，平均厚度為10.9 m，呈連續(xù)分布，直到盆地邊緣，即場地內(nèi)孔隙水垂直下滲受阻，所以，場地內(nèi)上部坡、殘積黏土孔隙水與場地內(nèi)下部碳酸鹽巖巖溶水水力聯(lián)系較弱，巖溶水補(bǔ)給范圍廣，埋藏深，場地地下水埋深達(dá)120 m以上。通過各種形態(tài)巖溶及構(gòu)造裂隙接受補(bǔ)給并向深部運(yùn)移、匯集和儲存，巖溶水的運(yùn)動受斷裂構(gòu)造影響，總體上，由北往南運(yùn)動。

1.2 渣場堆積物性質(zhì)

渣場主要堆積在溝谷內(nèi)，溝谷橫斷面呈“U”字型，溝谷呈西北高南東低。堆積渣呈北西—南東走向，渣場走向長約438 m，最寬處約380 m。鉆孔結(jié)果表明：渣場堆積物成分主要是熔煉渣①，其次為薄層施工棄土①1。熔煉渣厚度為0.30～36.60 m，整個渣場均有分布，熔煉渣粒徑大于 2 mm的質(zhì)量分?jǐn)?shù)平均為32.3%，小于總質(zhì)量的50%，但達(dá)到總質(zhì)量的25%，而徑粒大于0.075 mm的質(zhì)量分?jǐn)?shù)平均為85.8%，超過總質(zhì)量的50%，因此，根據(jù)粒徑組類的劃分標(biāo)準(zhǔn)[12]，場地內(nèi)堆積熔煉渣普遍為礫砂類(局部地段為粗砂類)；施工棄土一般呈可塑狀態(tài)，厚度為0.20～5.40 m，在渣場局部分布，但平面上不連續(xù)，無規(guī)律性。渣場下伏場地主要由黏土②、黏土②1及灰?guī)r③組成。黏土②呈硬塑狀態(tài)，局部可塑狀態(tài)，厚度為0.60～29.20 m，整個場地均有分布；黏土②1呈可塑狀態(tài)，厚度為0.4～2.1 m，在場地局部地段分布，并且都是分布在黏土與灰?guī)r的接觸面上。

為了對渣場堆存的堆積物的性質(zhì)進(jìn)行鑒別，對渣場熔煉渣①、施工棄土①1、黏土②1及黏土②共4個典型地層取樣，并對其浸出毒性試驗(共對15個元素及其化合物(Cr+，Hg，F(xiàn)，Ag，CN，Se，Ba，Be，Cd，Cr，Cu，Ni，Pb，Zn和 As)進(jìn)行鑒別)，判定具有浸出毒性特征的危險物有熔煉渣①和施工棄土①1[13]，其質(zhì)量濃度超標(biāo)元素為F-和Zn(表1)。15個元素試驗結(jié)果中只有F-和Zn質(zhì)量濃度超過了GB 8978—1996《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》最高允許排放質(zhì)量濃度[14]，并且浸出毒性試驗質(zhì)量濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于現(xiàn)場所測的渣場堆積體淋濾水的質(zhì)量濃度，所以，該渣場污染物元素及其化合物為F-和Zn。

表1 樣品浸出液中危害成分質(zhì)量濃度Table 1 Concentration limits in sample leaching solution harm ingredients mg/L

由于渣場堆積體以干堆為主，含水量小，蒸發(fā)后基本不含水，渣場堆積體對附近土壤、地下水的污染主要通過因大氣降水而形成堆積體淋濾水的滲透、吸附、遷移，所以，對渣體淋濾水的試驗尤為重要。為取得渣體淋濾水的污染遷移物的真實質(zhì)量濃度，本研究對渣體淋濾水進(jìn)行試驗。其試驗方案如下：在渣體內(nèi)埋設(shè)PVC管，PVC管直接埋深到渣體底部，PVC管底部0.80 m以上全部打上過濾孔，收集渣體在降雨條件形成的淋濾水，PVC管頂部密封，以1 a為試驗周期，在降雨后7，15和30 d收集淋濾水進(jìn)行試驗，試驗結(jié)果(表2)表明：降雨后15 d與30 d淋濾水試驗結(jié)果相近，說明在降雨15 d后，渣體淋濾水污染物質(zhì)量濃度達(dá)到穩(wěn)定，比較接近實際渣場堆積體淋濾水的質(zhì)量濃度。

表2 淋濾水樣分析結(jié)果Table 2 Analysis result of leaching water sample mg/L

2 非飽和土壤彌散和滲流特性試驗

2.1 非飽和土壤彌散特性試驗

土壤水動力彌散系數(shù)，即土壤溶質(zhì)擴(kuò)散彌散系數(shù)，是應(yīng)用數(shù)學(xué)模型對土壤水鹽、農(nóng)藥、重金屬等運(yùn)動進(jìn)行定量分析的必不可少的參數(shù)之一。非飽和土壤水動力彌散系數(shù)Dsh(θ)的測定采用水平土柱法，本次試驗共選取了黏土②及熔煉渣① 2種主要材料進(jìn)行試驗，試驗結(jié)果見表3和4。

由表3和4可見：黏土②及熔煉渣① 2種土壤水?dāng)U散率D(θ)和非吸附性溶質(zhì) Cl-1的水動力彌散系數(shù)Dsh(θ)與土壤含水率θ呈顯著冪函數(shù)關(guān)系(圖1)，對同一土壤而言，隨著含水率的增加，水動力彌散系數(shù)Dsh(θ)及土壤水?dāng)U散率D(θ)呈冪函數(shù)關(guān)系遞增；在相同含水率條件下，水動力彌散系數(shù)Dsh(θ)大于土壤水?dāng)U散率D(θ)；在試驗含水率范圍內(nèi)，熔煉渣①的D(θ)和Dsh(θ)分別大于黏土②的D(θ)和Dsh(θ)。試驗結(jié)果反映了2種不同土壤這一溶質(zhì)運(yùn)移參數(shù)的變化特征，這種特征與土壤水分的運(yùn)動有密切關(guān)系，即在非飽和土壤水分過程中，入滲的速率直接影響溶質(zhì)的運(yùn)移狀況，在相同含水量條件下，熔煉渣①的溶質(zhì)運(yùn)移速率要大于黏土②的溶質(zhì)運(yùn)移速率。

表 3 熔煉渣①D(θ)和 Dsh(θ)試驗結(jié)果Table 3 Test result of slag ① D(θ) and Dsh(θ)

表 4 黏土②D(θ)和 Dsh(θ)試驗結(jié)果Table 4 Test result of clay ② D(θ) and Dsh(θ)

2.2 非飽和土壤滲流特性試驗

土的水分特征曲線定義了壓力水頭與土壤含水率之間的函數(shù)關(guān)系，它和水力傳導(dǎo)率決定了水分和化學(xué)物質(zhì)在土壤中的運(yùn)移速度，通過土水特征曲線可獲得非飽和土的滲透函數(shù)、抗剪強(qiáng)度等有關(guān)參數(shù)，其可靠性直接影響著模型的預(yù)測結(jié)果[15-16]。本次非飽和土壤滲流特性試驗共選取了黏土②及熔煉渣① 2種材料，試驗數(shù)據(jù)見表5和表6。本次試驗選取van Genuchten提出的模型(VG模型) 對試驗數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合(圖 2和圖3)。

表5 黏土②試樣土-水特征曲線測試試驗數(shù)據(jù)Table 5 Test data of clay ② soil-water characteristics curve

圖 1 D(θ)、Dsh(θ)與 θ關(guān)系曲線Fig.1 Relationship curve of D(θ), Dsh(θ) and θ

表6 熔煉渣①試樣土-水特征曲線測試試驗數(shù)據(jù)Table 6 Test data of slag ① soil-water characteristics curve

圖2 黏土②試樣土-水特征曲線圖Fig.2 Clay ② soil-water characteristics curve graph

圖3 熔煉渣①試樣土-水特征曲線圖Fig.3 Slag ① soil-water characteristics curve graph

土的水分特征曲線受多種因素的影響，不同質(zhì)地的土壤，其水分特征曲線各不相同，差別比較明顯。黏粒含量越高，其比表面和可能的結(jié)合水質(zhì)量分?jǐn)?shù)越高，在相同含水率下的吸力越大，在相同吸力條件下儲水能力越強(qiáng)，脫水速度越慢[15]。非飽和土中水的滲透主要與吸力相關(guān)，當(dāng)吸力增加時，滲透系數(shù)下降。圖2與圖3所示分別是黏土②與熔煉渣① 2種土的體積含水率與吸力水頭的關(guān)系比較結(jié)果，可以看出：在相同含水率下，黏土②的吸力遠(yuǎn)大于熔煉渣①，同一吸力水頭下黏土②土樣的持水性能遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于熔煉渣①土樣的持水性能。

3 渣場污染物遷移模擬計算

為模擬污染物濃度的時空變化規(guī)律，并預(yù)測污染地下水的瞬時動態(tài)與可能影響的范圍，對渣場地下環(huán)境滲流場三維數(shù)值模擬分析和污染物運(yùn)移場三維數(shù)值模擬分析，研究污染物濃度分布規(guī)律。本次數(shù)值模擬采用包含污染物運(yùn)移數(shù)值模擬算法的國際商用軟件Comsol Multiphysics進(jìn)行[17-18]。滲流場按照飽和-非飽和穩(wěn)定滲流模擬，污染物運(yùn)移場按照非穩(wěn)定溶質(zhì)運(yùn)移模擬。

3.1 計算模型

熔煉渣①和施工棄土①1是污染源，施工棄土①1呈不連續(xù)分布且含量少，將熔煉渣①和施工棄土①1合并為同一地層建模，設(shè)為材料 1；系列地層②以黏土②為主，黏土②1與黏土②滲透系數(shù)在同一數(shù)量級，將這些地層合并為同一地層建模，設(shè)為材料 2；因地下水位埋葬深，近50 m厚度范圍內(nèi)灰?guī)r不受地下水位變動影響，將這個范圍內(nèi)的灰?guī)r作為同一地層建模，設(shè)為材料 3；受地下水位影響范圍的灰?guī)r作為同一地層建模，設(shè)為材料 4；灰?guī)r③以下為滲透系數(shù)低的隔水層巖石作為一地層建模，設(shè)為材料 5。采用了貫穿渣場的10個剖面建模，模型長為1.840 km，寬為0.89 km，最大高度差為 0.439 km, 生成 14 620個節(jié)點(diǎn)67 968個單元(圖 4)。

圖4 三維計算幾何模型(從東南往西北看，單位：m)Fig.4 3-dimension geometric model (seen from southeast to northwest)

3.2 滲流問題初始及邊界條件確定

渣場頂部接受降雨垂直入滲，屬于第二類的給定通量邊界。北邊界地下水位以下部分以場地北部靜止水位(埋深130 m)對應(yīng)的空間水位設(shè)置水頭邊界條件，地下水位以上部分按照該處是分水嶺可以設(shè)置為對稱邊界(隔水邊界)；東邊界地下水位以下部分以場地東部靜止水位(埋深 120 m)對應(yīng)的空間水位設(shè)置水頭邊界條件，地下水位以上部分按照該處是分水嶺可以設(shè)置為對稱邊界(隔水邊界)；南邊界地下水位以下部分以場地南部靜止水位(埋深 100 m)對應(yīng)的空間水位設(shè)置水頭邊界條件，地下水位以上部分按照該處是分水嶺可以設(shè)置為對稱邊界(隔水邊界)；西邊界地下水位以下部分以場地西部靜止水位(埋深 148 m)對應(yīng)的空間水位設(shè)置水頭邊界條件，地下水位以上部分按照該處是分水嶺可以設(shè)置為對稱邊界(隔水邊界)。

對于渣場，考慮到降雨后部分水分很快入滲到渣體下部和黏土交界部位儲存起來，上部渣體覆蓋層厚而蒸發(fā)量少，因此，渣場頂部入滲流量為渣場所在地區(qū)年降雨量(1 011.8 mm)，頂部入滲平均速度為3.2×10-8m/s。對于渣場外圍地面，考慮到上覆層黏土滲透系數(shù)小、入滲率低，存在蒸發(fā)量和地表徑流等因素，根據(jù)經(jīng)驗取頂部入滲流量為場地年降雨量的 5%，頂部入滲平均速度為1.6×10-9m/s。

3.3 污染物彌散問題初始及邊界條件確定

渣場頂部設(shè)置通量邊界，其量值近似設(shè)置為(3.2×10-8)·ρ，ρ為表2中CK-3試樣污染物的質(zhì)量濃度。北邊界設(shè)置為0 mg/L濃度邊界，南邊界設(shè)置為平流通量邊界，其余邊界設(shè)置為0通量邊界。材料1中水的初始濃度為x，其余材料初始濃度為0 mg/L。

3.4 計算材料參數(shù)

黏土層滲透系數(shù)主要參考了室內(nèi)、外試驗結(jié)果，并適當(dāng)考慮了重力耦合作用。計算中材料1和材料2設(shè)置為飽和-非飽和滲流特性材料，它們的土水特征曲線如圖2和圖3所示，相對滲透率與有效飽和度相同，其他材料設(shè)置為飽和滲流特性材料(表7和表8)。

表7 滲流計算采用的材料參數(shù)表Table 7 Material parameter table used in seepage calculation

表8 彌散試驗計算采用的材料參數(shù)Table 8 Material parameter table used in dispersion test calculation

3.5 計算結(jié)果分析

根據(jù)滲流計算結(jié)果，不考慮吸附作用，進(jìn)行污染因子的運(yùn)移計算，模擬時間分別為30，52，60和100 a。由氟和鋅濃度變化分布云圖可以看出(圖 5)：隨著時間推移，具有渣場溶液濃度的溶液慢慢往下、東、西方向遷移，往下遷移到地下水附近，氟和鋅彌散速度很大，導(dǎo)致擴(kuò)散很快，從而再往下位置氟和鋅濃度不再因時間推移而增大；100 a內(nèi)氟質(zhì)量濃度等于0.001 kg/m3，沿著地表在水平方向向東(西)遷移距離不足170 m(圖6和圖7)；100 a內(nèi)Zn質(zhì)量濃度等于0.000 5 kg/m3，沿著地表在水平方向向東(西)遷移距離不足100 m。從不同剖面對比情況可以看出：雖然具體數(shù)量上有不同之處，但是都有共同點(diǎn)；隨著時間推移，具有渣場溶液濃度的溶液逐漸往下和東(西)方向遷移，往下遷移到地下水附近，氟和鋅彌散速度很大，導(dǎo)致擴(kuò)散很快，從而再往下位置氟和鋅濃度不再因時間推移而增大。100 a內(nèi)渣場氟遷移到灰?guī)r中巖溶水的濃度小于0.001 kg/m3，即100 a內(nèi)渣場下灰?guī)r中巖溶水的氟質(zhì)量濃度滿足Ⅱ類水標(biāo)準(zhǔn)[19]；100 a渣場Zn遷移到灰?guī)r中地下水的質(zhì)量濃度小于0.000 5 kg/m3，即100 a內(nèi)渣場下灰?guī)r中地下水的Zn質(zhì)量濃度滿足Ⅱ類水標(biāo)準(zhǔn)[19]。

圖5 20-20′剖面氟100 a預(yù)測質(zhì)量濃度分布云圖Fig.5 Predicted density distribution cloud graph of 20-20′section fluorine at 100 a

表9 渣場周邊水樣試驗結(jié)果表Table 9 Test result table of water sample surrounding slag dump

圖6 27-27′剖面往西100 m處氟100 a質(zhì)量濃度分布云圖Fig.6 Density distribution cloud graph of 27-27′ section westward 100 m fluorine at 100 a

圖7 27-27′剖面往東100 m處氟100 a質(zhì)量濃度分布云圖Fig.7 Density distribution cloud graph of 27-27′ section eastward 100 m fluorine at 100 a

為驗證渣場對周邊附近地表和地下水現(xiàn)狀污染情況，分別在渣場附近取地表和地下水進(jìn)行水質(zhì)分析試驗(表9)。試驗結(jié)果表明：渣場周邊地表和地下水屬于Ⅱ類水范圍[19]，即渣庫現(xiàn)狀下(已經(jīng)運(yùn)行52 a)并未對周邊地表水和地下水形成污染。這也驗證了采用Comsol Multiphysics軟件對渣場污染物遷移模擬分析的可靠性。

4 結(jié)論

(1) 通過對熔煉渣①及黏土② 2種材料非飽和土壤非吸附性溶質(zhì)的綜合擴(kuò)散彌散系數(shù)Dsh(θ)試驗，得出2種土壤水?dāng)U散率D(θ)和非吸附性溶質(zhì)Cl-1的水動力彌散系數(shù)Dsh(θ)與土壤含水率θ呈顯著冪函數(shù)關(guān)系，對同一土壤而言，隨著含水量的增加，水動力彌散系數(shù)Dsh(θ)及土壤水?dāng)U散率D(θ)呈冪函數(shù)關(guān)系遞增。試驗結(jié)果反映了2種不同土壤這一溶質(zhì)運(yùn)移參數(shù)的變化特征，這種特征與土壤水分的運(yùn)動有密切關(guān)系，即在非飽和土壤水分過程中，入滲的快慢直接影響溶質(zhì)的運(yùn)移狀況，表現(xiàn)在相同含水量條件下，熔煉渣①溶質(zhì)運(yùn)移的速率要大于黏土的溶質(zhì)運(yùn)移速率。

(2) 通過對熔煉渣①及黏土② 2種材料非飽和土滲流特性試驗，同一吸力水頭下黏土②土樣的持水能力遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于熔煉渣①的持水能力。

(3) 采用Comsol Multiphysics軟件，對渣場污染物進(jìn)行遷移模擬分析。不考慮吸附作用，進(jìn)行污染因子的運(yùn)移計算，模擬時間分別為30，52，60和100 a。渣場污染物在水平方向污染范圍不超過170 m，100 a內(nèi)渣場污染物氟和鋅的遷移污染對周邊地下水污染濃度滿足二類水標(biāo)準(zhǔn)的。對渣場周邊地下水進(jìn)行取水試驗，渣場現(xiàn)狀下對周邊地下水并未形成污染，這也驗證了采用Comsol Multiphysics軟件對渣場污染物遷移模擬分析的可靠性。

(4) 基于以上對渣場污染物遷移分析研究，對渣場閉庫提出如下對策：① 對渣場坡面及頂面進(jìn)行防滲層覆蓋(可采用兩布一膜覆蓋)，防止由于雨水滲透熔煉渣而形成淋濾水污染源；在渣場周邊設(shè)置地下截水墻、排水溝，截斷渣場內(nèi)外淺層孔隙水相互滲流，降低渣場下伏土壤含水量。通過防滲層、截水墻等措施，使進(jìn)入渣場堆積體及堆積體下土體的水量減低到最小，從而有效降低污染物的遷移速度，防止渣場對周邊環(huán)境和地下水的污染。② 在防滲層上覆土護(hù)坡，防止防滲層老化，并作為綠化種植層種植草皮和灌木，形成較好的水土保持效果。

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