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地下水污染与防治研究生论文

PRB技术修复重金属污染地下水

摘要：

地下水是人类宝贵的淡水资源，然而随着现代社会工业化进程的不断发展和人类活动的急剧增加，污染程度也不断加重，这将对人类健康和社会发展造成极大危害，因此必须要研究出行之有效的治理方法，以达到最佳的地下水污染修复。

该文在大量搜集国内外地下水重金属污染状况和修复技术研究资料的基础上，总结了重金属污染的分类和危害，针对性的对可渗透反应墙（PRB）技术的概念、原理、活性材料的选取、结构类型、常见类型总结，并以湖南省镉污染场地为例进行了修复效果的研究，得出结论选用石灰石（80-100目）和砾石（10-20目）作为PRB的介质材料，最优配比为0.45时，能最经济有效去除地下水污染中的Zn、Cd，最后提出了目前PRB技术存在的问题及前景展望。

关键词：

PRB；重金属污染；地下水；污染修复

1绪论

重金属污染土壤和地下水成因复杂，土壤结构混杂和地下水污染相对隐蔽，人们对其严重性及治理难度远没达到应有的关注。

土壤和地下水一旦遭受到重金属的污染，对人民的生产生活都是灾难。

地下水虽说属于可再生资源，但是其更新和自净非常缓慢，一旦遭受到重金属的污染，往往相当长的一段时间难以修复。

土壤遭受到重金属污染时，不仅会污染地下水，而且会造成地上植物和土壤中生物的污染，这些重金属污染物会通过食物链的富集作用威胁人类的健康。

近年来，重金属污染土壤和地下水的治理引起很多国家高度重视，已经成为环保领域急需解决的任务。

1.1重金属污染的分类和危害

在化学领域中，重金属通常指的是密度大于5．0g·cm-3的一类金属元素[1]。

在环境污染方面所指的重金属主要是指铅（Pb）、汞（Hg）、镉（Cd）、铬（Cr）和类金属砷（As）等生物毒性较为显著的元素，同时还包括具有毒性的重金属锌（Zn）、铜（Cu）、镍（Ni）等污染物。

众所周知，砷和硒都是非金属，但是它们的毒性及某些性质和重金属相似，所以环境方面通常将砷和硒列入重金属污染物范围内。

随着全球经济迅速发展，各行业在生产运输等过程中产生含有大量的重金属污染物，而这些含有大量重金属的污染物会以各种化学形态通过多种途径扩散迁移到深层土壤或地下水，从而造成土壤和地下水环境中的重金属污染。

目前污染土壤和地下水的重金属种类较多，现介绍一些毒性较强且对人类生活和健康构成很大威胁的重金属。

（1）铅污染，铅是可以在人体和动物组织中积蓄的重金属，它的毒性较强。

如果铅在人体中蓄积达到一定浓度时，会对人体造成贫血、肾损伤和神经机能失调等症状，其中儿童、老人和免疫低下人群是最易受害的人群。

目前，冶炼、五金、机械、油漆、涂料、蓄电池、电镀、化妆品、燃煤、餐具、膨化食品、染发剂、自来水管等是环境中铅的主要来源[2,3]。

这些排放到环境中的铅会通过人体消化道、呼吸道和皮肤等途径进入人体内，从而造成人体多种器官的损伤。

有关资料表明，铅对水生生物的安全浓度为0.16mg/L，当用含铅0.1～4.4mg/L的水来灌溉水稻和小麦等农作物时，会使农作物中铅含量明显升高，通过食物链的富集作用，这些富集在农作物中的铅会迁移并富集到人体中，对人类的健康造成很大危害。

人体内正常的铅含量应该在0.1毫克/升，如果体内铅含量超标，将会损伤大脑中枢及周围神经系统，引起儿童多动、注意力不集中、学习困难、任性冲动、脾气急躁；破坏造血系统，阻碍血红素的合成,导致贫血；影响消化系统功能，导致孩子厌食、异食癖、味觉丧失或错乱等；抑制生长激素的合成和释放，使孩子发育迟缓；抑制免疫系统功能，使孩子体质差，感染机率增加；影响身体对其他金属元素的吸收、代谢，导致进补铁、锌、钙等无效或吸收少；对生殖器官，尤其是对肾脏损害极大，引起肾功能障碍[3-6]。

（2）汞污染，汞在常温下为银白色的液体，通常称之为水银，其熔点为38.87℃，它是室温下唯一的液态金属，具有流动性[7]。

汞在自然界中以很多种形式存在如金属汞、无机汞和有机汞化合物。

汞极易蒸发，汞和汞蒸气及其化合物都有很强的毒性，并且可以在人体内蓄积。

汞主要来源于贵重金属冶炼、化妆品、照明用灯、齿科材料仪表厂、食盐电解、燃煤、水生生物等[8,9,10]。

环境中的汞会通过各种途径进入到人体血液中，当金属汞通过血液进入脑组织后，会在脑组织中蓄积，当汞的含量达到一定程度时就会对脑组织及周围神经系统造成损害，进入到血液中的游离态汞离子会通过血液循环作用转移到人体的肾脏等器官，从而对人体内脏器官造成损害。

水体中的无机态汞离子在水体环境作用下发生生物化学反应转变为毒性更大的有机态汞，这些有机汞通过会食物链进入人体，从而引发人体中毒[11-16]；容易受汞危害的人群主要有女性，孕妇、嗜好海鲜人士；因为天然水中含汞量极少，一般都不会超过0.1μg/L。

正常人血液中汞的含量均小于5-10μg/L，尿液中汞的浓度小于20μg/L。

如果人体发生急性汞中毒，将会诱发肝炎和血尿的病症。

（3）铬污染，铬是人体内微量元素之一，其主要来源于劣质化妆品原料、皮革制剂、金属部件镀铬部分，工业颜料以及鞣革、橡胶和陶瓷原料等。

铬在水中通常以六价和三价存在，其中六价铬的毒性相对较高[17,18]，因此作为环境污染物通常所指的是六价铬，当人体大量摄入六价铬引起人体急性中毒，长期少量摄入也可能会引起人体慢性中毒；例如误食饮用含铬食物，会致腹部不适及腹泻等中毒症状，铬化合物对皮肤有刺激和致敏作用，皮肤会出现湿疹和过敏性皮炎等症状，含铬的烟雾和粉尘会对人体呼吸系统造成损害，可引起咽炎、支气管炎等。

受铬污染严重地区的居民，由于经常接触或过量饮用受铬污染水，造成该地区居民容易得鼻炎、结核病、腹泻、支气管炎、皮炎等[19,20]。

（4）镉污染，镉是人体非必要元素，在自然界中通常以化合物状态存在。

镉的毒性很大，镉可以再生物体内富集，通过食物链作用进入人体并蓄积在肾脏，造成人体慢性中毒；环境中的镉主要来源于冶炼、燃料、电池、电镀、采矿和化学工业等三废排放[21-25]；废旧电池中镉的含量也比较高、受污染的水果和蔬菜中会富集大量的镉，尤其是蘑菇和一些谷物对镉有一定的富集作用。

当人体内镉含量超标时，会引起人体中毒，如使骨骼严重软化，骨头寸断，另外镉也会引起胃脏功能失调，影响人体和生物体内锌的酶系统，导致人体血压升高。

矿业工作者、免疫力低下者最易受镉危害。

水体中镉含量为0.1mg/L时，会轻度抑制地面水的自净作用[26,27]，在用含镉0.04Mg/L的水进行灌溉时，土壤和农作物会受到明显污染，农灌水中含镉0.007mg/L时，即可造成污染[28-32]。

正常人血液中的镉浓度应小于5微克/升，尿液中镉的浓度应小于1微克/升。

当人体血压和尿液中含量超过此范围时，会通过血液循环等作用危害人体健康，如引起骨质疏松，软化变形等症状，在日本曾发生的痛痛病就是慢性镉中毒最典型的例子。

（5）砷污染，砷是人体的非必需元素，环境中的砷主要来源于采矿、冶金、化化学制药、玻璃工业中的脱色剂、各种杀虫剂、杀鼠剂、砷酸盐药物、化肥、硬质合金、皮革、农药等[33,34,35]；元素砷的毒性极低，但是由砷元素组成的化合物均有剧毒，其中三价砷化合物在所有砷化合物中毒性是最强的。

受砷危害的人群有农民、家庭主妇、特殊职业工人群体。

砷通过呼吸道、消化道和皮肤接触进入人体，如摄入量超过排泄量，砷就会在人体的肝、肾、肺、子宫、胎盘、骨骼、肌肉等部位蓄积，和细胞中的酶系统结合，使酶的生物作用受到抑制失去活性，特别是在毛发、指甲中蓄积，从而引起慢性砷中毒，潜伏期可达几年甚至几十年，慢性中毒有消化系统症状、神经系统症状和皮肤病变等[36-39]。

砷还有致癌作用，能引起皮肤癌，在一般情况下，土壤、水、空气、植物和人体都含有微量的砷，对人体不会构成危害。

地面水中含砷量因水源和地理条件不同而有很大差异，淡水为0.2～230μm/L，平均为0.5μm/L，海水为3.7μm/L[40]。

如果24小时内尿液中的砷含量大于100微克/升就使中枢神经系统发生紊乱，并有致癌的可能。

而且如果孕妇体内砷超标还会诱发畸胎。

作用而进入人体，当铜在人体内含量达到到一定程度后就会对人类的健康产生很大危害。

（6）铜污染，受污染环境中铜主要来自于选矿、矿山开采、金属加工、冶炼、有机合成、机器制造和其他工业的废水等行业的排放[41,42,43]，金属加工、电镀工厂在这些行业中向环境排放的铜含量是最高的，排放的每升废水中铜的含量可达几十毫克甚至几百毫克。

由于这些行业对废水处理的不当，因此造成环境中水体和土壤的污染，从而影响人类健康。

有关研究表明当水体中铜的含量达到0.01毫克/升时，这将会对对水体自我修复能力有明显的抑制作用；当含量超过3.0毫克/升时,受污染水体会产生难闻气味;污染空气环境，含量超过15毫克/升时候，受污染的水就无法被人类使用[44,45]。

这些含铜废水若处理不当会污染土壤环境，尤其是对农业用地的危害非常之大，农业灌溉水中铜对水稻危害的临界浓度为0.6毫克/升，当超过这些浓度时，会造成造成水稻生长状况不佳，并通过食物链的作用威胁人类健康。

另外，铜对水生生物的毒性也很大[46]，其中铜对鱼类危害临界浓度为0.002毫克/升,但一般认为水体中含铜量达到0.01毫克/升时对鱼类的生命活动影响不大[47]。

在一些小河中，曾发生铜污染引起水生生物的急性中毒事件；在沿海地区，曾发生铜污染水体事件，水体中的铜对水中生物产生很大影响并导致海水中牡蛎肉变绿。

在农业生产过程中也会对土壤和地下水环境造成铜污染，例如农田灌溉、化学试剂的使用等等通过各种途径进入到土壤和水体环境中。

铜在植物体中各部分的累积情况也大不相同[48-52]，大多数植物中铜分布的情况是根>茎和叶>果实，只有少数植物体内铜的分布和之相反，例如丛桦叶果实部分铜元素的含量在所有部分中是最高的。

除此之外，水生生物铜也有很好的富集作用，环境中的铜会通过食物链的富集作用而进入人体，当铜在人体内含量达到到一定程度后就会对人类的健康产生很大危害。

1.2重金属污染地下水修复技术

全球化经济的快速发展和城市化进程的加快给人类的生活带来了翻天覆地的变化，然而人类生活得到改善的同时却让我们生存的环境付出了很大的代价。

各行业在生产、运输及三废排放等过程中向环境排放了大量的重金属，由于这些重金属在环境中难以修复，对土壤和地下水造成了严重的污染[53]，重金属污染地下水修复技术的研究已经成为环保领域十分迫切的任务。

目前已有很多国家采取了相应的重金属地下水的防护措施,并且投入大量资金和精力开展了有关重金属污染地下水修复研究。

当前的重金属污染地下水修复技术主要可分为异位修复技术和原位修复技术两类。

其中异位修复技术主要是抽出处理法[54]，原位修复技术则包括地下帷幕阻隔和水力控制技术、渗透反应墙和电动处理技术。

1.2.1异位修复技术

在重金属污染地下水治理过程中，应用最多的是异位修复技术，该技术主要原理是将受重金属污染的地下水抽出至地表，然后通过各种方法再进行处理。

该处理技术在对重金属污染地下水修复在短期内具有很高的处理效果，但是在长期的工程应用上，可能会出现拖尾反弹等现象，从而使得处理效率降低，增加处理成本。

近年来，国内外普遍采用一种异位处理技术即泵—处理技术[55]来修复重金属污染地下水，该技术在很多国家都有广泛的应用，且成熟度较高。

该技术的主要方法是在重金属污染地下水流经方向开设多个抽水井，从抽水井中抽取被重金属污染的地下水，然后将抽出来的地下水运送到附近污水处理厂或者其他地上处理设施进行处理，从而达到净化地下水的目的。

在治理的过程中为了不对地下水的补给和地下水抽出后可能造成地面沉降等问题的影响，通常会另打几口注水井，把处理过的地下水回灌到地下当中。

井群系统的设计是该项技术能够很好应用的关键，对于井口位置的设计，应满足流经井群的地下水包含整个受污染的地下水，以便把受污染的地下水全部抽出来进行异位处理。

地下水修复技术最早使用的方法就是抽出处理技术，根据美国环保局的统计[56]，在1982－2002的20年间，在工程应用上该项技术的使用比例高达68%，远远超过其它修复技术。

抽出处理技术对于突发性或高强度的地下水污染具有快速处理和效率高等优点，但是处理过程较为繁琐且抽取和处理所需费用高,并且需要对其进行长期监测和维护,同时该技术对重非水溶相液体（DNAPLs）的去除效果甚微[57]。

1.2.2原位修复技术

由于异位修复技术需要长期监控和维护并且成本较高，因此对于重金属污染地下水原位修复技术得到了国内外学者的广泛关注，原位修复技术是指人为控制在不影响地下水水力条件的的情况下，在原位将受重金属污染地下水修复的一种技术。

该技术主要可分为渗透反应墙技术、地下帷幕阻隔技术及电动处理技术。

（1）渗透反应墙技术渗透反应墙（PRB）技术修复地下水的主要原理是在垂直于重金属污染的地下水流经方向设置由活性反应介质组成的可渗透反应墙，在重金属污染物随着水体流动经过反应墙时可和活性反应介质发生吸附、沉淀、降解等作用，从而将重金属污染物从地下水中去除，净化地下水体环境。

PRB活性材料可根据污染物的种类进行选择，活性材料的选择是处理重金属污染地下水的关键，选择的依据主要是活性材料具有持久性强，抗腐蚀性好、粒径均匀并且无二次污染等特点。

该技术对重金属污染地下水主要有物理、化学、生物三种修复机理。

可渗透反应墙技术最早是在1982年由美国环保局提出的,在20世纪90年代初期得到了深入研究。

渗透反应墙的安装同样相当重要，通常将其安装在地下蓄水层并垂直于地下水流方向。

在水力梯度作用下，当重金属污染的地下水流经渗透反应墙时,地下水中的重金属污染物会和渗透反应墙活性材料发生反应，从而将其从地下水中去除[58-60]。

渗透反应墙技术不同于异位修复技术，它不需要将污染的地下水抽出地面进行处理，这个过程同样可以省去地面处理系统，从而降低了处理成本,通常所选的活性介质都是些价格低廉或者一些行业生产过程中的废弃物，这使得该技术在材料成本上又优于抽出处理技术。

反应墙的活性材料一般消耗的很慢,有的几年甚至十几年对重金属污染地下水还有很强的处理能力，重金属污染物在随着地下水流经反应墙时，经过反应墙活性材料的吸附、降解等作用而被去除，不需要人为为其提供动力条件。

渗透反应墙安装完成后，一般情况下几乎不需要其他运行和维护费用。

和传统的异位修复技术相比,该技术在操作费用至少可以节省30%以上[61]。

渗透反应墙技术对地下水生态环境的影响较小,是一项最具发展潜力的重金属污染地下水修复方法。

可渗透反应墙通常可分为连续墙型和烟囱—门型两种。

连续墙指的是在蓄水层安装连续的可渗透反应墙，确保遭受重金属污染所有区域内的地下水都能得到渗透反应墙的处理。

这种反应墙的使用并不现实，因为该处理方法是根据土壤蓄水层厚度来确定安装的连续墙所需面积，蓄水层厚度越大，或者说地下水污染区域越大,则安装的反应墙的面积就越大，因此该处理技术的造价就会越高。

然而烟囱-门型渗透反应墙相对于连续墙来说在造价费用上要低很多，该方法是在地下水流动区域内填充造价较低的阻隔墙,将受重金属污染的地下水汇集在一起，然后设置活性渗透墙，将这些汇集起来的地下水流经活性渗透墙，从而达到集中处理的目的，该方法不仅造价成本较低，而且不会降低渗透反应墙的处理效果。

该方法中使用的活性渗透墙和障隔墙的组合被称为烟囱-门型渗透反应墙。

该方法具有反应区域较小,造价成本低，易于清除和更换等优点，因此更适合于原位处理重金属污染的地下水。

该方法使用的渗透墙通常可分为两种，即单通道系统和多通道系统。

而多通道又可分为串联多通道系统和并联多通道系统。

当地下水中污染物混合情况下较为复杂时通常采用串联多通道系统来处理重金属污染地下水，当重金属污染地下水区域较宽时,可采用并联多通道系统对地下水进行修复。

另外，活性材料的选择是可渗透反应墙修复效果良好和否的关键。

通常来说，活性材料的选择应该考虑以下几点[62,63]：

①抗腐蚀性好，活性保持时间长，活性材料的粒度要均匀。

②对重金属污染物吸附和降解能力强，在地下水环境中稳定不会对环境造成污染。

③易于施工安装，环境相容性好，在对重金属污染物处理后不会对地下水环境产生二次污染。

目前实验室研究中的活性材料主要有活性炭、沸石、粉煤灰、磷酸盐、石灰石、Fe0和一些微生物材料等。

渗透反应墙技术的应用也比较早，在十九世纪八十年代，加拿大滑铁卢大学成功地将该方法应用污染地下水修复的现场演示。

到目前为止，渗透反应墙技术在欧美等国已进行了大量研究，并且已经开始商业应用[60]。

例如FDiNatale等用活性炭作为作为渗透反应墙的活性材料来修复镉污染的地下水，实验结果表明，在高pH值和含盐量地的情况下，活性炭对地下水中镉的吸附能力最强。

MariaRosariaBoni等用体积比为1:

1的青草堆肥和硅土砾石作为PRB的混合活性材料，实验结果显示，该反应墙对六价铬的去除率可达99%以上。

近年来该项技术在我国也得到了很多学者的关注，目前有很多学者对该项技术开展研究，但绝大部分都还处于实验室的理论研究阶段，工程上的应用较少。

杜连柱等[64]实验模拟地下水环境，以受重金属离子Pb、As、Cd、Cr、Fe和总Mn污染的地下水为研究对象，利用还原铁粉、铸铁粉、铸铁粉和颗粒活性炭的混合物为可渗透反应墙（PRB）的主要介质，石英砂为辅助介质，设计了3种反应器。

在有效孔隙率为60%～65%、水力停留时间为12.0～14.4h的条件下，考察其对污染物的去除效果。

结果表明：

3种反应器对Pb、As、Cd、Cr均有较高的去除效果，去除率达98%以上；总Mn的去除率分别达98%、89%和66%，Fe的去除率分别达83%、56%和49%。

考察了3种反应器内pH、Eh、DO的关系及对重金属离子去除效果的影响，分析了污染物的去除机理。

综合考虑处理效果和成本，杜连柱等人认为以铸铁粉和石英砂的混合物为PRB的反应介质，应用PRB技术原位处理受上述重金属离子污染的地下水是可行的。

董军等人[65-68]通过实验模拟对地下水和垃圾渗滤液等方面进行了大量的研究。

然而在国内实地应用研究非常少。

由于资金的紧缺、人们对于污染地下水修复缺乏足够的关注，加之对污染地下水地区的土壤类型、地质状况、污染组分、污染强度、影响深度、范围、平均污染响应时间和气候水文等基础数据都非常欠缺等因素都限制了该项技术在我国的发展。

（2）地下帷幕阻隔技术，地下帷幕阻隔技术主要是通过在地下构筑隔水帷幕，形成垂向和水平方向的地下水物理隔离带，防止地下水向外渗流。

具体措施为：

以钢铁，水泥等材料，在受污染地区修建隔离墙，防止污染地区的地下水流到周围地区，其中以水泥最为便宜，应用也最为普遍。

还可以在污染土壤上覆盖一层合成膜，或在污染土壤下面铺一层水泥和石块混合层以减少地表水的下渗[69]。

地下帷幕阻隔技术目前比较成熟，只有在处理小范围的剧毒，难降解污染物时才可考虑的一种永久性封闭方法[70]，多数情况下，它只是在地下水污染治理初期，被用作一种临时性的控制方法，但对于重大环境突发事件污染场地的地下水污染隔离有其明显的特殊性，各种帷幕技术必须保证能够在短时间内快速有效实施、帷幕材料能够有效防止污染物的腐蚀破坏且不对地下水产生不良影响。

（3）电动处理技术，电动力修复技术是利用地下水和污染电动力学性质对环境进行修复的新技术,电动修复技术具有人工耗费少，接触有害物质少并经济效益较高等优点，其原理主要是通过在污染土壤两侧施加直流电压形成电场梯度使污染物质在电场作用下以电迁移、电渗流和电泳的方式迁移到电极两端从而清洁污染土壤[71-72]。

到目前为止，已有美国、加拿大、德国、荷兰、日本等国家和地区开展该技术的研究和应用。

Kim等采用该技术修复土壤中的Pb和Cd污染的实验表明，土壤中重金属能被有效去除且修复效果受电压和土壤的pH值及渗透性等因素影响，Gidarakos等研究土壤中Zn和Cd污染的电动修复效率，实验表明鳌合剂和pH值等对污染土壤的修复效果影响明显，Genc等也应用电动修复技术进行实验研究河流底泥中的Mn和Cu及Pb和zn等污染物的去除效果，RLageman[73]对Pb和Cu污染的泥炭土就地进行了现场研究。

原土壤中的Pb和Cu质量分数分别为300～1000mg•kg-1和500～1000mg•kg-1，动电试验面积为70m×3m，每天通电10h，43d后，发现Pb的去除率达70%，Cu的去除率达80%，能耗为65kWh•m-3。

国内也开始利用动电技术对重金属污染场地的修复研究，如王业耀和孟凡生[74]对Cr6+污染土壤的电动修复作了实验室研究，实验结果表明，电动修复可以有效去除高岭土中存在的Cr6+，最高去除效率可达97.8%；用蒸馏水冲洗和乙酸中和阴极电解产生的OH-1，可以提高铬的去除效率，周东美等[75,76]在实验室条件下，对黄棕壤中Cr6+的电动修复作了较为深入的研究。

在控制阴极液酸度条件下，研究施加不同电压对铬污染黄棕壤中铬的电动过程的影响。

结果显示，施加20V电压处理获得了较好的铬去除率和较低的能耗，576h后土壤中总铬和Cr6+的去除率分别达到41.11%和77.17%。

另外，添加络合剂和控制阴极池溶液酸度也会影响Cr6+的去除。

他们还用该技术对铜污染的红壤修复作了中试研究[77]。

近年来，国内外的研究人员开发了一些电动修复和其它方法联用的技术，如EK—生物联用技术、EK—Fenton联用技术、EK—PRB联用技术等等。

其中EK—PRB联用技术可以将毒性较高的重金属及有机物质用电动力使其向电极端移动，使污染物质和渗透性反应墙内的填充基材反应，从而使得污染物质的毒性降低[77]。

美国、加拿、大英国等对该技术的研究较早在室内和现场研究方面均取得了一定的成果[78]，国内针对EK—PRB联用技术的研究还主要处于实验室小试规模其中大陆地区对该技术的研究比较少。

2PRB技术

2.1概念

可渗透反应墙（PermeableReactiveWall）技术又称渗透反应格栅（Permeablereactivebarrier,PRB）技术，在1982年由美国环保局提出，20世纪90年代初期得到深入研究[64]，是以活性填料组成的构筑物，垂直立于地下水水流的方向，污水流经过反应格栅，通过物理、化学及生物反应，使污染物得以有效去除的地下水净化技术，具有经济、便捷、处理效果好等优点。

2.2PRB技术的原理

PRB主要由透水的反应介质组成。

它通常置于地下水污染羽状体的下游，和地下水流相垂直：

污染地下水在自身水力梯度作用下通过PRB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PRB下游流出处理后的净化水[79-81]。

可渗透反应墙示意图如图1所示。

图1可渗透反应墙示意图

2.3PRB的结构类型

PRB按结构类型可分为两种类型[82]：

连续墙式和隔水漏斗-导水门式，如图所示：

图2PRB结构类型[82]

连续墙式PRB，即当地下水污染的羽状体较小时，在流动下游区域内安装连续的活性渗透墙，墙体垂直污染迁移途径，注意墙体的厚度和深度以确保能让整个污染羽状体通过。

其优点是对天然地下水流动情况干扰小，但如果污染区域较大，设计连续墙的造价也随之增大。

隔水漏斗-导水门式PRB，即在地下水流动区域内设置障碍墙，将隔水漏斗嵌入其中，受污染地下水通过导水门汇集到较窄范围，再设置活性渗透墙，地下水经渗透反应介质处理后得到修复。

此类PRB结构介质装填料少，反应区域小，但干扰天然地下水流场。

连续墙式PRB结构比较简单．用于地下水形成污染羽状体影响范围较小场地；隔水漏斗一导水门式反应墙主要由不透水的介质和导水门及渗透反应介质组成，通过引导或汇集地下水流进入导水门