干旱區危廢填埋場與水源的緩沖距離及其調控

吉棟梁,徐 亞,黃兆琴,杜布云,趙曼穎,3*,楊 楓

干旱區危廢填埋場與水源的緩沖距離及其調控

吉棟梁1,徐 亞2,黃兆琴1,杜布云1,趙曼穎2,3*,楊 楓2

(1.江蘇開放大學環境生態學院,江蘇 南京 210036；2.中國環境科學研究院,北京 100012；3.吉林建筑大學市政與環境工程學院,吉林 長春 130118)

針對干旱區氣象和水文地質條件下,危廢填埋場緩沖距離不明的問題,建立了滲濾液中污染物滲漏及其遷移轉化的多過程模型,模擬污染物的稀釋衰減過程,結合安全用水限值的確定,構建了緩沖距離計算框架,并選擇典型場地開展案例研究.結果表明:不同類型的污染物需要的稀釋與衰減倍數(RDAF)不同,有機物2,4-滴(2,4-D)的初始濃度大,毒性強,需稀釋衰減667倍,是重金屬As與Cd稀釋衰減系數的6倍,不同污染物的稀釋衰減倍數(DAF)與緩沖距離的敏感程度有關,有機物的DAF對緩沖距離更敏感.盡管2,4-D的DAF最大,但緩沖距離遠小于重金屬As與Pb的972m和942m.綜合考慮所有污染物緩沖需求,干旱區典型危廢填埋場的緩沖距離為972m,與常規認知相反,緩沖距離需求大于濕潤地區而僅略小于海濱地區.進一步考慮了參數不確定性分析下95%置信區間的安全用水要求,緩沖距離需達到3465m.為滿足敏感水源與填埋場緩沖距離的實際需求,對填埋廢物采取預處理的方法優化緩沖距離.以As為例,通過預處理將其初始濃度從1.2mg/L降至1.02mg/L,緩沖距離可降至200m,說明干旱區緩沖距離需求對初始濃度更為敏感.

稀釋衰減；緩沖距離；重金屬；安全用水

地下水污染是世界性環境問題[1-4],填埋場數量多分布廣,產生的滲濾液是潛在的最大人為地下水污染源之一[5].滲濾液水質復雜,含有多種有機物、類重金屬及難降解的無機化合物等有毒有害物質[6-8],一旦地下水被滲濾液污染,可能會嚴重威脅生態環境安全和人體健康.例如:被砷、鉻污染的地下水可能引發抑郁癥、帕金森等疾病[9-10];鉛和鉻等重金屬和PFAS等持久性有機物還可能造成致癌致畸等危害[11].因此,防治填埋場造成的地下水污染對保障用水安全具有重大意義,相關研究被廣泛開展.

填埋場與敏感性水源間緩沖距離的設立和維持是確保飲用水質滿足安全用水標準的關鍵.美國環境保護局(USEPA)的統計數據顯示,美國55000個填埋場中約有75%的周邊淺層含水層受到不同程度的污染[12],因此,對填埋場設置合理的緩沖距離迫在眉睫.許多國家以法律或標準的形式明確了潛在水污染源的緩沖距離,目前加拿大亞伯達省(AESRD)要求的緩沖距離為400m[13],我國《危險廢物填埋污染控制標準》(GB 18598-2001)規定緩沖距離為800m[14].

然而,緩沖距離受源強(填埋場滲濾液產生量、危害成分及工程防滲措施)、包氣帶截污性能以及含水層自凈性能等多方面因素影響[15-16],統一劃定填埋場的防護距離難以起到安全防護的目的.為此,近年來相關管理部門和學者提出依據場地實際條件評估緩沖距離需求.如我國新修訂發布的《危險廢物填埋污染控制標準》(GB 18598-2019)[17]明確提出填埋場與周邊人群和敏感水源等距離應根據實際環境的影響,通過科學評價確定.一些學者首次提出了緩沖距離的計算框架和配套模型,在中國東南部某危廢填埋場進行了案例研究[18];基于該框架,海濱某危廢填埋場的防護距離需求也被詳細模擬[19].

已有研究主要針對濕潤、沿海等區域開展敏感性水源緩沖距離的建設,對干旱或半干旱地區研究較少.由于干旱區域的地下水儲量逐年減少,水資源更為寶貴,合理建設敏感水源的緩沖距離保護地下水資源顯得尤為重要.另外,干旱區域降雨量較少,滲濾液產生和滲漏強度小,但由于含水層厚度較薄,自凈能力弱,對滲濾液中有毒有害組分進行稀釋和衰減的效果被削減[20].在兩者交叉影響下,干旱區填埋場的緩沖距離需求可能較濕潤或半濕潤地區獨具特點.本文旨在探究干旱區氣象和水文地質條件下,填埋場與地下水下游方向的敏感水源之間緩沖距離的需求.另外,考慮到填埋場緩沖距離過大帶來的選址難、搬遷成本高等問題,提出緩沖距離優化調控策略和方法,以期為確定填埋場與飲用水井之間的緩沖距離設定提供理論和方法支持.

1 模型與方法

緩沖距離是指敏感水源與填埋場之間保障滲濾液滲漏條件下用水安全的最低距離.因此,合理確定緩沖距離的關鍵:一是根據滲濾液中潛在危害組分及其危害效應,基于風險學理論確定敏感水源中不同污染物的安全用水限值;二是預測滲濾液滲漏條件下的滲漏量與污染物的濃度,以及污染物在填埋場地下水下游方向不同距離處的降解特性.具體方法如下.

1.1 安全用水的水質限值

許多國家和組織均制定了飲用水水質標準,對污染物提出了不同的濃度控制要求.例如,USEPA為15種無機物、54種有機物、3種放射性核素及6種微生物制訂國家一級飲用水標準,保護飲用水水質安全[21];歐盟為2個微生物學指標、26個化學指標及20個指示指標制定了水質標準[22];日本為50個水質基準項目制定標準,包括重金屬、無機物、有機物等[23];我國對106種常規水質指標進行規定[24].

但是,隨著社會經濟的發展,填埋場滲濾液中污染物的種類逐漸增多,數量日趨增長,可能存在現有標準不能覆蓋所有污染物的可能,因此世界衛生組織推薦的基于風險確定用水中污染物的限值方法得到推廣.該方法具有通用性,將接觸人群的習慣、身體特征以及目標污染物的毒性結合,可以用于確定新污染物或其他水質標準中未覆蓋有毒有害污染物的安全用水指標限值.

綜上,當滲濾液中的有毒有害污染物屬于《地下水質量標準》(GB/T 14848-2017)[25]中規定的控制指標時,采用該標準規定的限值;當其不屬于該標準規定的控制指標時,采用世衛組織推薦的風險評估方法確定其安全用水限值,該方法的詳細描述如下.

由于部分污染物僅具有致癌或非致癌危害,部分同時具有兩種危害,因此,飲用受滲濾液污染的地下水可能會造成兩種危害的一種,其中由非致癌效應導致的非致癌風險(HQcgw)計算方法如式(1)[26]所示:

式中:gw為地下水中的污染物濃度,mg/L;RfD0為經口攝入參考劑量,mg/(kg·d);WAF為暴露于地下水的參考劑量分配比例;CGWERnc為飲用受影響地下水時對應的地下水暴露量(非致癌效應),L/(kg·d),其計算方法如式(2)所示:

式中: GWCRa為成人每日飲水量,L/d;EFa為成人暴露頻率,d/a;EDa為成人暴露期,a;BWa為成人體質量,kg;ATnc為非致癌效應平均時間,d.

由致癌危害導致的致癌風險計算方法如式(3)[26]所示:

式中: CR為飲用地下水途徑的致癌風險;SF為目標污染物的癌癥斜率因子,mg/(kg·d);CGWERca為飲用受影響地下水對應的地下水的暴露量(致癌效應), L/(kg·d).

當HQcgw<1或CR<10-16時,為健康風險可接受狀態.因此,令HQcgw=1或CR=10-16并代入公式(1)(2)或(2)(3),可得敏感水體中污染物的限值濃度(L).

1.2 危廢填埋場滲濾液濃度及滲漏量

1.2.1 滲濾液滲漏量預測模型 防滲層破損條件下滲濾液的滲漏速率受HDPE膜上漏洞密度及滲透系數、滲濾液水位高度、防滲結構等影響.國內外學者從不同防滲層結構開發了多種預測滲濾液滲漏的模型.我國危廢填埋場的防滲結構多為雙人工襯層,由兩層土工膜及壓實的粘土襯墊(GCL)組成.對于該防滲結構的滲漏速率可根據Giroud等[27]開發的經驗模型進行預測(式4):

式中:為滲漏速率,m3/s;為HDPE膜中的缺陷面積,m2;K為壓實的黏土襯墊(GCL)的導水系數,m/s;L為GCL的厚度,m;h為HDPE膜上的滲濾液深度,m;為HDPE膜中的漏洞密度,(hm-2);為填埋場庫底面積,ha;c是表征HDPE膜和GCL之間接觸情況的系數,接觸良好和接觸較差時其值分別為0.21和1.15.上述各參數中,h和對滲漏速率影響最大.

在降雨、場地結構及填埋廢物性質等方面的影響下,HDPE膜上的滲濾液水位高度(h)不是固定值,難以進行評估.但是,為保障填埋場防滲結構的合理設置與正常運行,要求控制填埋場管理期(包括運行期和封場維護期)內的水位高度.我國生態環境部頒布的《危廢填埋場污染物控制標準》(GB 18598- 2019)[17]中要求滲濾液水位深度小于30cm,因此該值被視為不利條件下的水位深度,并用公式計算滲漏速率.

1.2.2 滲濾液濃度預測模型 由于滲濾液的濃度與組分會隨著填埋場生命周期的變化而改變,主要是在降雨的不斷沖刷下致使廢物中污染物組分流失,這一過程用衰減預測模型表示.假設任意時刻的污染物濃度都與其初始濃度有關,由式(5)和(6)計算:

式中:C為時滲濾液中污染物的濃度,mg/L;0為該污染物的初始濃度,mg/L;為時間,a;為地表水入滲率,mm/a;d為廢物層厚度,m;fc為該類型廢物中占總庫容的比例.

1.3 地下介質中稀釋和衰減的過程模擬

污染物在非飽和-飽和地下水中的運移與地下介質的衰減效應(降解、彌散與遲滯)和地下水流的稀釋效應(對流)有關[28].當污染物在均質及各向同性的非飽和-飽和地下水系統中運移時,傳輸過程及稀釋衰減效應可以用一維平流-彌散方程(7)和(8)進行建模計算[29-30]:

式中:為沿地下水流動方向的距離,m;為距離和時間處的濃度,mg/L;為地下水流速,m/s;為有效孔隙度;為阻滯因子;為一級衰減率,s?1;L為水動力縱向彌散系數,m2/s;為介質彌散系數,m;m為分子擴散系數,m2/s.

在不同邊界條件處對流-彌散方程可得到不同解,通過使用拉普拉斯變換方法得到具有指數衰減性下的邊界條件方程,其解析解如下所示:

式中: (9)和(10)適用于污染物在包氣帶-含水層系統中的運移,當用于含水層流動模擬時,將包氣帶模型的輸出值作為含水層模型的輸入值.

1.4 緩沖距離預測模型

利用上述方程與模型,計算危廢填埋場滲濾液中污染物緩沖距離的詳細流程見圖1.首先,結合劑量-響應方程與可接受的風險水平模型,得到指定污染物的用水限值濃度;其次,通過式(4)(6)計算包氣帶模型的滲漏速率()和初始濃度(0);最后,將滲漏速率()和初始濃度(0)作為源強,基于對流-彌散方程及其解析解,得到地下水中污染物的濃度,將該濃度與限值濃度比較確定緩沖距離.

在滲濾液產生和滲漏的影響下,地下水中污染物的濃度呈現先升高后下降的趨勢,在達到峰值后地下水中污染物濃度隨著滲濾液中污染物濃度的降低而降低.另外,因模型簡化與模型參數本身的隨機性導致模擬結果出現不確定性,故采用蒙特卡羅框架評估由模型參數的不確定性引起的污染物對緩沖距離的影響.主要不確定性參數包括包氣帶厚度、含水層厚度、包氣帶滲透系數和含水層滲透系數.如表3所示,根據參數的概率分布,從中隨機抽取變量輸入,并對每個模型迭代2200次來求解預測模型.

圖1 危廢填埋場緩沖距離的詳細程序

2 案例研究

2.1 填埋場概況

填埋場為我國西北部干旱區某危險廢物填埋場(圖2),占地面積約5.2×104m2,由A區1.2×104m2與B區4×104m2兩部分組成.場地地勢呈南高北低走向,位于小型封閉洼地中,地下水流向自南向北,與地形走向總體一致,并通過泉水方式排泄或地下徑流方式流動.填埋場周邊分布零星牧場,地下水一旦受污染,可能通過飲用途徑暴露于人體或牛羊.因此,需要科學確定緩沖距離,防止地下水水源受到污染.

對填埋場進行水文地質勘察可知,場址高出兩側洪溝約5～10m,東側洪溝僅暴雨期間形成暫時性洪流,對填埋場幾乎無影響.受區域地質構造的影響,地下水屬于弱富水-貧水區,場區內賦存有第四系松散鹽類孔隙水和碎屑巖類孔隙裂隙水,主要水文剖面圖和地下水流場圖見圖3.

圖2 干旱區某危廢填埋場場地概況

圖3 填埋場地下水文剖面圖和地下水流場圖

2.2 模型應用和參數設置

表1 緩沖距離模擬的主要參數及取值

續表1

①利用美國EPA推薦的填埋場水文過程模型(HELP模型)計算,根據當地降雨量按照運行期和封場期不同的覆蓋條件計算得到.②根據美國EPA推薦的ASTM D7007Standard Practices for Electrical Methods for Locating Leaks in Geomembranes C偶極子檢測方法.③根據填埋場自行監測的滲濾液濃度的數據.

通過對填埋場滲濾液樣本中的污染物進行分析,共檢測出7種有毒有害物質,但對氨氮、酚類、COD 和硝酸鹽等污染物的致癌或非致癌效應尚不明確,未列入USEPA的IRIS毒性物質目錄,不予考慮.最終確定重金屬As、Cd、Pb及半揮發性有機化合物2,4-D為本文的目標污染物,且4種污染物均在《地下水質量標準》(GB/T 14848-2017)[25]中有明確的限值要求,因此采取第一種方法以Ⅲ類地下水限值作為滲濾液中污染物的限值濃度.其中As、Cd、Pb及2,4-D的限值濃度分別為0.01,0.005,0.01及0.03mg/L相關毒性參數參見表1.

3 結果與討論

3.1 污染物在不同距離下的稀釋和衰減倍數(DAF)

滲濾液中的污染物在地下水中不同緩沖距離處的稀釋和衰減倍數(DAF)見圖4,其中重金屬As、Cd和Pb的稀釋和衰減過程相似.當緩沖距離為100,600,900和1000m時,As和Cd的DAF分別為100.149和100.723、111.082和111.748、118.206和118.970及120.700和121.409,這兩種污染物的DAF差值小于0.76.相比之下,重金屬與有機物之間的稀釋和衰減倍數有明顯差異.當緩沖距離為20,40,60和80m時,As與2,4-D的DAF分別為98.50和3×1015、98.91和4×1016、99.32和5×1017及99.74和7×1018,這兩種污染物之間的DAF差值明顯,且隨著緩沖距離的增加而不斷顯著.

圖4 不同污染物在不同距離下的稀釋和衰減情況

結果表明,被滲濾液污染的地下水中污染物的DAF與距離成正比.然而,不同污染物的稀釋降解特性對緩沖距離的敏感程度并不一致,這一結果與海濱地區或沿海地區相同.重金屬污染物的稀釋和衰減倍數對緩沖距離不太敏感,有機污染物的稀釋和衰減倍數對緩沖距離更加敏感,其稀釋降解特性隨緩沖距離的增加而增加. 主要原因是重金屬在地下介質中的衰減受地下水稀釋、吸附解吸等作用影響,生物化學反應導致的降解可以忽略;而2,4-D等有機物,則不僅受地下水稀釋影響,還會經歷各種生物化學反應被降解為有機和無機小分子,且相比于重金屬,土壤介質對有機物的吸附能力更強[31].

3.2 不同污染物需要的緩沖距離

不同距離處As、Cd、Pb和2,4-D的模擬濃度(g)與限值濃度(L)的比值見圖5,當比值不大于1時,表示飲用水井中有毒有害組分的濃度已達風險可接受水平,此時該距離視為緩沖距離.從圖中可知,重金屬As與Cd的gL比值在200,600,900及1000m時分別為1.174和1.167、1.080和1.074、1.015和1.009及0.994和0.988,并在972與942m處降為1,表明As和Cd的緩沖距離分別為972與942m.Pb和2,4-D的gL比值在20,40,60及80m時均小于1,且均隨著距離的增加而不斷減小.為確保4種污染物均在風險可接受水平內,將緩沖距離定為972m.

與實際填埋場周圍的敏感水源相比(圖2),東北方向的村莊距離填埋場2.5km, 東南方向的生態園距離填埋場3.1km,西北方向的村莊距離填埋場2.8km.顯然,填埋場和飲用水井之間的距離均大于972m.模擬西北某干旱省份填埋場得到的緩沖距離,不僅大于加拿大艾伯塔省(AESRD)400m[13]緩沖距離的要求,也大于《危險廢物填埋污染控制標準》(GB 18598-2001)要求的800m[14]緩沖距離. 從實際情況來看(見表2),國內典型危廢填埋場緩沖距離在1430～3200m之間,4個填埋場中3個在1400～1800m之間,另外一個超過3000m,均超過本文計算的緩沖距離要求.

表2 國內典型危險廢物填埋場緩沖距離

*數據來源于相關項目環境影響評價報告文件.

然而,基于上述計算,確定緩沖距離為972m.這一距離大于Xu等[18]確定的西南部濕潤區某危廢填埋場的緩沖距離380m,小于吉棟梁等[19]確定的東部沿海區某危廢填埋場的緩沖距離2070m.這一結果與預期相反,原因可能是研究區域為干旱地區,降雨量較濕潤及沿海地區相對較少,是西南部濕潤地區的1/3,東部沿海地區的1/12.但含水層厚度較薄,分別是上述兩地區的0.1倍和0.25倍,因而稀釋凈化能力更弱.另外,由于含水層滲透系數更大,分別是上述兩地區的4倍和2倍,污染物對流擴散更快[32],影響距離更遠.

圖5 不同距離處As、Cd、Pb和2,4-D的模擬濃度(Cg)與限值濃度(CL)比值

3.3 不同污染物需要的稀釋和衰減倍數(RDAF)

不同污染物的緩沖距離不僅與被滲濾液污染的地下水對污染物的DAF有關,還與滲濾液中污染物的初始濃度(0)與限值濃度(L)的比值有關,將該比值定義為不同污染物需要的稀釋和衰減倍數(RDAF).由式(11)可知,污染物初始濃度越高,RDAF越大,因此根據污染物自身的降解特性,所需的緩沖距離有所差異.

案例填埋場滲濾液中As、Cd、Pb及2,4-D的初始濃度分別為1.2,0.6,0.05及20mg/L,對應的安全飲用水限值濃度分別為0.01,0.005,0.01和0.03mg/L.因此,對于污染物As、Cd、Pb及2,4-D在地下水中需要的稀釋和衰減倍數分別為120,120,5及667.其中As的RDAF為120需要972m的緩沖距離;由于Cd自身的降解特性與As相同,因此需要的緩沖距離與As相似為942m.

2,4-D的RDAF為667是As的6倍,但2,4-D需要的緩沖距離遠小于As和Cd.原因是揮發性有機化合物更易在地下介質中被吸附降解為低毒成分,而重金屬在地下介質中不易衰變.因此2,4-D的RDAF大于As,緩沖距離反而遠小于As.

3.4 降低緩沖距離的附加措施

圖6 不同污染物在不同緩沖距離下需要控制的滲濾液初始濃度

不同污染物在不同緩沖距離處需要的滲濾液初始濃度見圖6,由于模型預測得到污染物的緩沖距離可能既不經濟也不實際,因此需要采取其他措施達到降低緩沖距離的目的.其中一種有效方法是在填埋前對廢物進行預處理,通過削弱滲濾液的浸出行為,來降低滲濾液中污染物的初始濃度,從而滿足降低緩沖距離的要求.因此,針對As與Cd兩種污染物模擬了當敏感水源與填埋場之間的實際距離小于預測得到的緩沖距離時需要控制的滲濾液的初始濃度.結果表明,為保障污染物達到安全飲用水標準,需要污染物As在實際距離為200,400,600,800及950m時,通過廢物預處理將初始濃度依次降低0.18,0.14,0.09,0.05及0.01mg/L,分別達到1.02,1.06, 1.11,1.15及1.19mg/L.污染物Cd在實際距離為100,200,400,600及800m時,初始濃度需額外降低0.1,0.08,0.06,0.04及0.02mg/L,分別達到0.5,0.52, 0.54,0.56及0.58mg/L.

3.5 不確定性分析

表3中參數值的概率分布依據場地實測值確定,根據參數的不確定性,計算得到了5%、10%、50%、90%及95%置信區間下不同緩沖距離處污染物的降解特性(圖7),并將95%置信區間定義為不利條件下需要的緩沖距離.從圖7中可知,在不利條件下,As的緩沖距離從972m增至3465m;Cd的緩沖距離從942m增至3417m.為保證污染物在不利條件下的比值均在風險可接受水平內,將緩沖距離定為3465m.

表3 模型的參數不確定性參數及數值

圖7 污染物在參數不確定性下的緩沖距離

4 結論

4.1 滲濾液中不同污染物需要的稀釋與衰減倍數(RDAF)不同,初始濃度大且毒性強的污染物需要的稀釋衰減倍數更大.在案例中有機物2,4-D比重金屬As與Cd的稀釋衰減倍數均高出6倍.

4.2 不同污染物的稀釋衰減倍數(DAF)對緩沖距離的敏感程度不一致,有機污染物的稀釋和衰減倍數對緩沖距離更加敏感.如盡管2,4-D的DAF最大,但緩沖距離遠小于重金屬As和Pb的緩沖距離972m和942m.

4.3 綜合考慮各種污染物,干旱區典型危廢填埋場的緩沖距離應達到972m.與常規認知相反,緩沖距離大于濕潤地區而小于海濱地區危廢填埋場.另外,為保證95%置信區間的安全用水要求,其緩沖距離需達到3465m.

4.4 當預測的緩沖距離大于已建填埋場與敏感水源的實際距離時(或大于擬建填埋場的可用距離時),可采取對填埋廢物進行預處理,減少滲濾液中污染物的初始濃度,達到減少緩沖距離的目的.以As為例,通過預處理將其初始濃度從1.2mg/L降至1.02mg/L,緩沖距離可降至200m,相比濕潤區,干旱區緩沖距離對初始濃度更為敏感.

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Buffering distance between drought hazardous waste landfill and water source and its regulation strategy.

JI Dong-liang1, XU Ya2, HUANG Zhao-qin1, DU Bu-yun1, ZHAO Man-ying2,3*, YANG Feng2

(1.College of Environment and Ecologic, Jiangsu Open University, Nanjing 210036, China；2.Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China；3.School of Municipal and Environmental Engineering, Jilin Jianzhu University, Jilin 130118, China)., 2023,43(2)：712～721

Aiming at the problem that the buffer distance of hazardous waste landfills was unknown under meteorological and hydrogeological conditions in arid areas, this paper establishes a multi-process model of pollutant leakage and migration transformation in leachate, simulates the dilution and attenuation process of pollutants, and constructs a framework for calculating buffer distances in combination with the determination of safe water use limits, and a typical site was selected for a case study. The results show that different types of pollutants require different dilution and attenuation factors (RDAF). The initial concentration of 2,4-drops (2,4-D) of organic matter was large and toxic, so it needs to be diluted and attenuated 667 times, which was 6 times the dilution and attenuation coefficient of heavy metals As and Cd. The dilution and attenuation factor (DAF) of different pollutants was related to the sensitivity of the buffer distance, and the DAF of organic matter was more sensitive to the buffer distance. Although the DAF of 2,4-D was the largest, the buffer distance was far less than 972m and 942m of heavy metals As and Pb. Considering the buffer demand of all pollutants, the buffer distance of typical hazardous waste landfills in arid areas was 972m. Contrary to conventional perception, the buffer distance demand was greater than that in humid areas and only slightly less than that in coastal areas. Further considering the requirement of safe water use with a 95% confidence interval under parameter uncertainty analysis, the buffer distance should reach 3465m. To meet the actual demand for buffer distance between the sensitive water source and the landfill site, the pretreatment method was adopted to optimize the buffer distance of landfill waste. Taking As as an example, the initial concentration of As was reduced from 1.2mg/L to 1.02mg/L through pretreatment, and the buffer distance could be reduced to 200m, indicating that the demand for buffer distance in arid areas was more sensitive to the initial concentration.

dilution attenuation；buffer distance；heavy metal；safe water quality

X523

A

1000-6923(2023)02-0712-10

吉棟梁(1984-),男,江蘇鹽城人,高級工程師,博士,主要從事固體廢物管理與資源化利用研究.發表論文30余篇.

2022-06-30

江蘇省產學研合作項目(BY2021529);國家重點研發計劃項目(2020YFC1806304,2018YFC1800902);國家自然科學基金資助項目(51708529)

* 責任作者,工程師, zmy516914@163.com