杜青青,尹芝華,左 銳,王金生,楊 潔,滕彥國,翟遠征,2* (.北京師范大學水科學研究院,地下水污染控制與修復教育部工程研究中心,北京 00875；2.中國地質(zhì)科學院巖溶地質(zhì)研究所,國土資源部廣西巖溶動力學重點實驗室,廣西 桂林 54004)

近年來土壤和地下水環(huán)境污染事件時有發(fā)生[1],其中以工業(yè)廠區(qū)泄漏和廢水無組織排放等為主的非點源污染因受污染場地相對集中,污染物質(zhì)種類多,復雜,濃度高,危害大等原因格外引人關注.場地土壤和地下水的污染范圍,污染程度,持續(xù)時間,損害程度,環(huán)境風險和健康風險等問題,往往是這些事件發(fā)生后社會公眾和學術(shù)界關注的焦點.在工業(yè)等非點源污染源中,三氮尤其是氨氮是極其普遍的污染物,而且三氮在非飽和帶和飽和帶中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律極其復雜,因此其作為學術(shù)界的一個熱點問題一直備受關注.在受含氮廢水影響的污染場地中,揭示三氮在非飽和帶-飽和帶剖面上隨時間的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律,是評估地下水的受污染程度和未來環(huán)境風險以及由此帶來的潛在人體健康風險的前提,也是判斷污染場地是否需要進行人工修復和制訂修復方案的主要依據(jù),因此將其作為研究課題具有重要的科學意義和現(xiàn)實意義.

數(shù)值模擬法可以用來研究不同情形下各類污染物質(zhì)在非飽和帶和飽和帶中的遷移轉(zhuǎn)化過程,且具有投入資金少,產(chǎn)出成果快,可視化效果好等特點,是目前研究溶質(zhì)和污染物在多孔介質(zhì)中遷移轉(zhuǎn)化的主要手段.常用的數(shù)值模擬軟件有WAVE,SWAP,HYDRUS等,它們都可以進行非飽和帶水分和三氮運移的聯(lián)合模擬,但是又各有側(cè)重.比如,WAVE多應用于農(nóng)用化學物質(zhì)的遷移模擬,且應用的系統(tǒng)環(huán)境為UNIX或DOS[2];SWAP多用來模擬水,溶質(zhì),熱在土壤-水-大氣-植物系統(tǒng)(一維)中的運移,應用的系統(tǒng)環(huán)境為 DOS[3].HYDRUS軟件可以單獨或聯(lián)合模擬飽和-非飽和帶土體中水,溶質(zhì),熱運移過程并考慮作物根系吸水和土壤持水帶來的滯后效應,軟件中還有考慮固相吸附,分解,源匯項的化學非平衡模型和考慮不動水體和可動水體物質(zhì)交換的物理非平衡模型,甚至可以進行土壤優(yōu)先流的模擬[4-5],加之在Windows系統(tǒng)環(huán)境下操作簡便,在近些年被廣泛應用.如李瑋等[6]應用HYDRUS-1D軟件模擬北京市東南郊再生水灌區(qū)中典型有機物在非飽和帶中的遷移衰減反應過程.Yang等[7]應用HYDRUS-1D軟件模擬垃圾填埋場滲濾液中氨氮在非飽和帶中遷移轉(zhuǎn)化過程.一些學者通過與室內(nèi)土柱實驗對比研究,發(fā)現(xiàn)在模擬非飽和帶中氨氮的遷移轉(zhuǎn)化方面,HYDRUS軟件中的化學非平衡模型的模擬效果更好.如楊歡[8]將室內(nèi)土柱實驗和HYDRUS-1D軟件不同模型的模擬結(jié)果進行對比研究,發(fā)現(xiàn)氨氮在遷移過程中受吸附作用影響明顯,受硝化作用影響較小,且一點模型的模擬效果最好;Jellali等[9]通過室內(nèi)土柱實驗和HYDRUS-1D中反演程序模擬氨氮在干旱土壤中的遷移轉(zhuǎn)化過程,結(jié)果表明土壤對氨氮的吸附滿足線性等溫吸附關系,且化學非平衡模型的模擬效果最好.總的來說,已有一些學者對氨氮在非飽和帶和飽和帶中的遷移轉(zhuǎn)化過程進行了研究,并揭示了氨氮在土壤中遷移和吸附規(guī)律,在建模方面也取得了一定進展,但大多數(shù)研究僅局限于非飽和帶,聯(lián)合考慮非飽和帶和飽和帶的較少;采用平衡模型的多,非平衡模型的少;研究多限于室內(nèi)土柱試驗,針對野外實際場地的少,有長時間序列實測數(shù)據(jù)可供開展驗證研究的更少.

本文以我國西北某沙漠地區(qū)工業(yè)廢水排放形成的污染場地為研究區(qū),綜合考慮廢水排放情況,當?shù)氐貙咏Y(jié)構(gòu)等自然條件和人類活動等情況,應用HYDRUS軟件探索高濃度氨氮廢水在污染場地非飽和帶-飽和帶遷移衰減過程,并與場地監(jiān)測井的實測數(shù)據(jù)進行驗證分析,預測廢水排放事件對污染場地中土壤和地下水的影響程度,為進行污染控制和修復決策提供科學依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

本文的研究區(qū)——某污染場地所在的沙漠位于我國西北地區(qū),年降水量 116～148mm,年蒸發(fā)量 3000～3600mm,地表幾乎沒有植被,污染場地周邊大面積范圍內(nèi)也幾乎沒有人類活動.在污染事件發(fā)生前,當?shù)氐淖匀画h(huán)境基本上處于天然無擾動狀態(tài).調(diào)查結(jié)果顯示,該地區(qū)天然狀態(tài)下地下水水質(zhì)良好,達到《地下水質(zhì)量標準》(GB/T 14848-93)[10]中的 III類水要求.污染場地非飽和帶的地層巖性以粉砂和粉細砂為主,飽和帶的巖性為粉細砂或粉砂與粉土互層,滲透系數(shù)6.4～13.0m/d,地下水屬于第四系潛水,水位埋深約 13m,流向為自南東向北西,水力坡度為 3‰～6‰,比較平緩.

環(huán)境污染事件起源于2014年某企業(yè)向某沙漠地區(qū)排放未經(jīng)處理的生產(chǎn)廢水累計13萬t,并在沙漠里形成面積約3萬m2的污染場地(圖1).經(jīng)調(diào)查和采樣分析發(fā)現(xiàn),排放的生產(chǎn)廢水中的污染物為氨氮.因此本研究在參考實測數(shù)據(jù)的基礎上,運用數(shù)值模擬手段模擬預測廢水中的氨氮在排放期間及排放停止后在污染場地非飽和帶和飽和帶中的富集,遷移,衰減規(guī)律.

圖1 污染場地示意Fig.1 Schematic diagram of the contaminated site

1.2 采樣化驗和監(jiān)測

為掌握場地的污染情況,對廢水排放場地中殘留的廢水和底泥進行取樣化驗.同時在場地中參考《場地環(huán)境調(diào)查技術(shù)導則》(HJ 25.1-2014)[11],《場地環(huán)境監(jiān)測技術(shù)導則》(HJ 25.2-2014)[12],《污染場地風險評估技術(shù)導則》(HJ 25.3- 2014)[13],《污染場地土壤修復技術(shù)導則》(HJ 25.4-2014)[14]等相關導則或指南要求,結(jié)合現(xiàn)場踏勘結(jié)果和環(huán)境損害評估的需求,采用網(wǎng)格布點和局部加密的方法,確定影響區(qū)域的邊界和56個土壤采樣點.對土壤進行原位分層采樣化驗.每個取樣點在垂向上分3～4層取樣,取樣深度在0.5～7m之間,采樣后將土壤取樣管割開劃去表面土壤,將剩下具有代表性的土壤樣品裝于250mL透明玻璃瓶中保存.為保證樣品分析質(zhì)量,本項目土壤樣品分析檢測工作委托澳實分析檢測(上海)有限公司和上?；ぱ芯吭和瓿?土壤中氨氮含量的化驗分析方法參考《中華人民共和國國家環(huán)境保護標準》(HJ634-2012)[15].水樣品分析檢測工作委托當?shù)丨h(huán)境檢測中心站和地質(zhì)工程實驗室完成,測試分析方法為納氏試劑光度法.通過測試分析,得到污染場地土壤和廢水中氨氮的濃度等相關數(shù)據(jù).

為掌握污染場地的地層結(jié)構(gòu)情況和地下水的受影響情況,在污染場地地下水流場的上游和污染場地分別建立地下水水質(zhì)背景值對照井和污染監(jiān)測井(圖1),對地下水水質(zhì)進行每月兩期的跟蹤監(jiān)測.建井過程中揭露的地層結(jié)構(gòu)情況見圖2.

圖2 污染場地地層剖面Fig.2 Stratigraphic section of contaminated site

通過開展上述工作,掌握了污染場地的基本情況和實測數(shù)據(jù),為建模工作奠定了良好基礎.

1.3 數(shù)值模型的建立和率定

1.3.1 模型概化 土壤是一個復雜的多相體系,具有空間變異性.在每個層次的土壤中同時存在著各種氮素遷移轉(zhuǎn)化過程,如氨氮的硝化和吸附過程等[16].對于野外場地而言,氨氮在土壤孔隙中的遷移過程將更加復雜多變.氨氮在土壤中運移的具體細節(jié)猶如黑箱,無法準確描述.為了較為準確和方便地確定廢水排放事件發(fā)生后氨氮在非飽和帶和飽和帶中的宏觀遷移特征,將氨氮在地層孔隙中的復雜遷移過程作為隨機過程處理.此次事件中廢水排放到滲透性良好的沙漠地層,在土壤中的一維遷移特征明顯,HYDRUS-1D軟件可以較好地模擬該過程.根據(jù)地層揭露情況,將污染場地地層概化為4層(表1).模擬期為600d,其中前 270d為廢水排放期,每天廢水排放量為480m3,廢水中氨氮濃度為 1730mg/L;后 330d為廢水停排期.由于研究區(qū)位于沙漠地帶,降水稀少,地表幾乎沒有植被,地下水位遠低于極限蒸發(fā)埋深,因此模型中忽略降水入滲,蒸發(fā)蒸騰和植物根系對水分和氨氮的吸收等過程.廢水排放前沒有工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和人類生活等活動,因此排放前土壤中氨氮的背景值為 0,地下水中氨氮的背景值選用對照井(圖1)中的實測值0.106mg/L.

表1 研究區(qū)地層概化結(jié)果Table 1 Generalization of strata in the study area

1.3.2 水流模型建立 模型中的水流模塊采用Richards方程作為水流控制方程.對于非飽和一維垂向入滲,其表達式為[17]：

式中：θ為土壤含水率,cm3/cm3;D′為土壤水分擴散率,cm/d;K為非飽和導水率,cm/d;t為時間,d;z為埋深,m.

HYDRUS-1D軟件中提供了6種土壤水力模型,本次研究選用目前使用最廣泛的 van Genuchten-Mualem模型計算土壤水力特性參數(shù)θ,K(θ),且不考慮水流運動的滯后現(xiàn)象,其表達式為：

式中：θ,θs,θr分別為土壤體積含水率,cm3/cm3;飽和含水率,cm3/cm3以及殘余含水率,cm3/cm3;ɑ,m,n為表示土壤水分特征曲線形狀的參數(shù);Ψm為土壤基質(zhì)勢,cm.

當已知土壤飽和導水率Ks時,可以通過以下方程求得土壤非飽和導水率：

水流模型的上邊界條件為變水頭邊界,通過查閱文獻[18]和埋設負壓計測定土水勢等方法,將廢水排放期間壓力水頭設置為-100cm.排放停止后地表壓力水頭降低到-55cm,下邊界為定水頭邊界.

1.3.3 溶質(zhì)遷移模型建立 在非飽和帶和飽和帶中遷移的溶質(zhì)會經(jīng)歷多種物理化學過程,如吸附,沉淀,生物降解,氧化還原反應等.Rubin[19]列出了在溶質(zhì)遷移過程中可能發(fā)生的 6類化學反應(圖3).本次模擬假設廢水中氨氮在非飽和帶土壤顆粒,孔隙及地下水中的遷移過程的反應為“不夠快的非均相表面反應”.模型中考慮了地層中固體顆粒對氨氮的吸附作用.如果吸附過程比流速快,則溶質(zhì)與吸附相達到平衡狀態(tài),這種過程稱為等溫吸附平衡,為HYDRUS-1D中常用的平衡模型.如果吸附過程比多孔介質(zhì)中流體流動速度慢,溶質(zhì)與吸附相之間可能達不到平衡,這時需要動力吸附模型來描述這個過程,稱為非平衡(動力)吸附模型.模型選擇的合適與否對模擬結(jié)果至關重要,許多室內(nèi)土柱實驗和野外場地研究表明土壤中存在非平衡態(tài)水流和溶質(zhì)遷移情況[20],因此本次模擬工作選用HYDRUS-1D中的非平衡(動力)吸附模型.該模型建立在傳統(tǒng)的對流-彌散理論基礎上,假設土壤顆粒表面的吸附點位為一級動力學吸附點位,氨氮在非飽和帶和飽和帶固體表面和液相當中均會發(fā)生反應衰減,其數(shù)學模型的表達式為[21]：

式中：c為溶液溶質(zhì)濃度,mg/L;s為固相吸附量(或吸附態(tài)溶質(zhì)濃度,mg/kg;ρ為土壤容重;θ為土壤的容積含水率,cm3/cm3;D為水動力彌散系數(shù),cm2/d;q為平均孔隙水流速,cm/d;μw為溶質(zhì)在溶液相中的一階衰減常數(shù),d-1;μs為吸附態(tài)溶質(zhì)在固相中的一階衰減常數(shù),d-1.

溶質(zhì)在固相和液相之間的質(zhì)量交換采用傳統(tǒng)的一級動力吸附-解吸模型描述,公式如下：

式中：Ka為一階吸附系數(shù),d-1;Kd為一階分離系數(shù),d-1;Ψ表示膠質(zhì)物質(zhì)滯留能力的無量綱量,一般認為Ψ值隨著膠質(zhì)物質(zhì)滯留量的增加而減小.為了描述這種阻滯現(xiàn)象,Adamczyk等[22]提出了Langmuirian動力學方程：

式中：smax為保留在吸附點位上的最大固相濃度,mg/kg.在一點模型中輸入一階吸附系數(shù)且Ψ取值小于 1時表明土壤對溶質(zhì)有阻滯作用,為可逆吸附.反之,當Ψ值等于1時,表明土壤對溶質(zhì)沒有阻滯作用,為不可逆的吸附.本次模擬氨氮廢水在污染場地非飽和-飽和帶中的遷移為可逆吸附.

溶質(zhì)遷移遷移模型的上邊界為濃度邊界,廢水排放期間氨氮的濃度為1730mg/L,停排后氨氮濃度為0,下邊界為零濃度梯度邊界.

圖3 溶質(zhì)遷移中常用的化學反應類型Fig.3 Common types of chemical reactions in solute transport studies

模型求解過程中采用 Galerkin有限元法對土壤剖面進行空間離散,在一維垂向上剖分成101個節(jié)點,相鄰兩個節(jié)點間的距離代表實際地層深度 20cm.采用隱式差分格式進行時間離散,初始時間步長為 0.001d,最小時間步長為 1×10-5d,最大時間步長為5d.

1.3.4 模型參數(shù)率定 模型參數(shù)率定是模型建立的關鍵部分,直接影響到模型模擬結(jié)果.廢水排放場所在的沙漠地區(qū)地層結(jié)構(gòu)相對均勻.通過采集的土壤樣品以及鉆孔土樣可以獲得不同深度處的土樣類型,將獲取的土壤粒徑分級數(shù)據(jù)輸入HYDRUS-1D軟件中運用人工神經(jīng)網(wǎng)絡預測各地層土壤水分特征參數(shù)(表2),同時將軟件預測出的土壤水動力學參數(shù)與《水文地質(zhì)手冊》和研究區(qū)前人研究成果[18,23-25]相對照,確定參數(shù)在正常范圍內(nèi).

溶質(zhì)遷移方程的推導是以水動力彌散為基礎的,它包括機械彌散和分子擴散,在絕大多數(shù)的地下水水流條件下,擴散作用很弱,可以忽略.在HYDRUS軟件中將彌散作用對溶質(zhì)遷移的影響體現(xiàn)在縱向彌散度和自由水分子擴散系數(shù)的參數(shù)確定.自由水分子擴散系數(shù)對于彌散作用的影響較小,通過參考前人的研究成果[26-28]設定.縱向彌散度參考 Pickenss[29]在砂土含水層中單井示蹤實驗所獲的值.一階吸附系數(shù)、等溫吸附系數(shù)、液相一階衰減常數(shù)和固相一階衰減常數(shù)是描述氨氮在非飽和帶和飽和帶土壤中遷移時發(fā)生吸附作用和反應衰減強度的參數(shù).由于不同研究區(qū)和不同研究條件下參數(shù)值也會相差較大,為了更精準地描述本研究區(qū)內(nèi)氨氮在非飽和和飽和帶中的遷移過程、模型中縱向彌散度、一階吸附系數(shù)、等溫吸附系數(shù)、液相一階衰減常數(shù)和固相一階衰減常數(shù)參考了前人的研究成果[30-33]的最大值和最小值基礎上,在 HYDRUS軟件的正向模擬程序中輸入各參數(shù)值的范圍,同時在HYDRUS的反演程序中輸入污染場地不同采樣深度和采樣時間測定的土壤和地下水樣品中氨氮的濃度,反演得出不同地層中縱向彌散度,吸附系數(shù)及反應衰減常數(shù).楊文元等[34]通過比較不同方法確定田塊尺度土壤水力參數(shù)時發(fā)現(xiàn),運用HYDRUS反演方法預測的結(jié)果優(yōu)于直接方法且預測結(jié)果和表征的水力性質(zhì)基本一致.因此,這種模型參數(shù)的率定方法相對可靠,率定后的參數(shù)見表2和表3.

表2 模型中各分層的土壤水分特征參數(shù)Table 2 Characteristic parameters of soil moisture in the model

表3 模型中各分層的溶質(zhì)遷移特征參數(shù)Table 3 Characteristic parameters of solute transport in the model

圖4 氨氮濃度實測值與模擬值對比Fig.4 The comparison between measured values and simulation values of ammonia nitrogen concentration

模型驗證本次模型驗證是將廢水停排后128～190d期間監(jiān)測井的實測氨氮濃度與模型模擬值進行對比.監(jiān)測井的濾水管埋設位置在埋深13～20m 之間,因此樣品是不同深度處地下水的混合樣,且實測氨氮含量包含地下水天然背景含量和廢水中通過非飽和帶滲濾遷移到地下水中的含量,因此本次的模型驗證將地下水不同深度的模型模擬值與減去天然背景含量的實測值進行對比(圖4).可以看出模擬值1自2015年7月1日后快速下降,除2015年7月1日這一期的模擬濃度高于實測值外,其余監(jiān)測時間節(jié)點均低于實測值.這表明廢水中氨氮進入地下水中的濃度在逐漸較少,停排159d后(2015年8月1日)進入地下水中的氨氮濃度接近 0.模擬值 2是埋深 15m處地下水中氨氮濃度數(shù)值,2015年8月1日前模擬值略高于實測值,2015年8月1日后逐漸下降并略低于實測值.模擬值3是埋深17m處地下水中的氨氮濃度數(shù)值,可以看出模擬值 3遠高于其他埋深處的模擬值和實測值.這表明在停排后128d～190d期間廢水中氨氮污染暈的中心已經(jīng)由地下水面向下遷移,大致位于埋深17m的位置.模擬值4,5分別是埋深19m和20m處地下水中氨氮濃度值.可以看出模擬值 4呈上升趨勢與實測值最為接近,模擬值 5與實測值的上升趨勢基本一致,但濃度小于實測值.這表明氨氮污染暈鋒面已經(jīng)向下遷移至埋深為20m的地下水面處,致使此處氨氮的濃度逐漸上升.總的來看 5處不同深度的模擬值與實測值均存在一定的差距,埋深15m和19m處地下水中氨氮濃度與實測值很接近,驗證模型可靠,從不同深度處模擬值與實測值的差距可以看出氨氮污染暈在地下水中的垂向遷移過程.

2 結(jié)果和討論

2.1 模擬預測結(jié)果

在模型驗證基礎上,通過在HYDRUS-1D模型模擬的一維土柱不同深度處設置虛擬的觀測孔可得氨氮在垂向遷移過程中濃度隨時間和深度的變化情況.為了更好地觀測氨氮在非飽和帶淺層,地層分界面以及含水層不同深度位置的濃度變化,虛擬觀測孔的位置深度分別對應實際地下埋深2,5,13,17和20m處.5個虛擬觀測孔中氨氮濃度隨時間的變化見圖5;不同時間氨氮濃度隨深度的變化見圖6;污染場地中氨氮濃度隨時間和深度的變化情況見圖7.

圖5 不同深度的虛擬觀測點氨氮濃度隨時間變化Fig.5 The variation of ammonia nitrogen concentrations over time of virtual observations at different depth

圖6 模擬剖面上不同時刻氨氮濃度隨深度的變化Fig.6 The variation of ammonia nitrogen concentrations over depth of virtual observations at different time

圖7 污染場地氨氮在一維垂向上濃度變化過程Fig.7 The variation of ammonia nitrogen concentrations at one dimensional vertical in contaminated site

2.2 氨氮濃度的時間變化

由圖5可見,氨氮在粉砂層和粉細砂層中的垂向遷移平均速率分別為 8.7,15.3cm/d.在非飽和帶中氨氮的垂向平均遷移速率約為 11.9cm/d,在飽水帶中的垂向平均遷移速率大致為2.2cm/d.這與王剛偉等[35]在室內(nèi)砂槽實驗中模擬滲濾液中高濃度氨氮在海濱填埋場中遷移速度 4cm/d接近但由于其模擬介質(zhì)為細砂,所以遷移速度比本次的模擬值略小.

由圖5(a),(b),(c)可見,在廢水排放期間,含有氨氮的廢水在垂向入滲過程中,隨著入滲深度的增加,氨氮濃度的增加隨時間增加的趨勢變緩,這與Siegrist等[36]得到的土壤水分含量的增加會導致氨氮在土壤中滯留時間的增長結(jié)論相一致.非飽和帶不同深度處氨氮濃度在廢水排放期間隨著排放時間的增長漸趨于一個穩(wěn)定值,埋深為2m地層中在排放的第150d時氨氮濃度達到穩(wěn)定值1200mg/L,停排5d后達到濃度峰值1240mg/L.埋深5m地層中在排放的230d時氨氮濃度達到穩(wěn)定值695mg/L,停排23d后達到濃度峰值929mg/L.埋深為13m的地下水面處氨氮濃度在地表廢水排放期間未形成穩(wěn)定的入滲值,在停排40d后進入地下水中的氨氮達到峰值濃度867mg/L.由此可見,非飽和帶對經(jīng)過其中的氨氮起到明顯的吸附和阻滯作用[37],這是由于土壤通常帶負電荷,對陽離子進行靜電吸附,導致氨氮不容易隨滲漏水流失[38].廢水停排后非飽和帶的介質(zhì)中仍含有較多的水分,這些水分在重力作用下攜帶溶質(zhì)向下遷移,打破先前存在的吸附平衡狀態(tài),導致吸附在非飽和帶介質(zhì)上的氨氮發(fā)生解吸現(xiàn)象.由于氨氮在非飽和帶的累積效應,使得隨遷移深度的增加解吸出來的氨氮含量也越高.這表明在污染場地中,非飽和帶雖然對氨氮能起到很好地吸附阻滯作用,從而在一定程度上減輕地下水受污染程度,但解吸現(xiàn)象的產(chǎn)生會對土壤和地下水造成二次污染.

由圖5(d),(e)可見,氨氮在垂向遷移到地下水后濃度迅速降低,一方面包氣帶土壤在其遷移過程中起到明顯的阻滯和攔截作用,另一方面地下水對高濃度的氨氮廢水起到十分重要的稀釋作用,同時也使得地下水中氨氮的濃度大幅上升,地下水面處濃度最高時達到 867mg/L超過當?shù)氐叵滤尘爸?0.106mg/L)8178倍,同時超過《地下水質(zhì)量標準》(GB/T 14848-93)中的III類標準限值(0.2mg/L)4334倍.

2.3 氨氮濃度的空間變化

由圖6可見,氨氮遷移至地下2m處達到峰值濃度為 1240mg/L,相比于廢水中的氨氮含量降低了28.3%,氨氮遷移至地下 5m 處達到峰值濃度為929mg/L左右,相比于廢水中氨氮的含量降低了46.3%.氨氮遷移至地下水面處的峰值濃度值為867mg/L,相比于廢水中氨氮的含量值降低了49.9%.氨氮濃度衰減速率隨深度的增加而逐漸變緩,這與淺表地層含氧量充足,氨氮易于揮發(fā)和轉(zhuǎn)化為硝酸鹽的實際情況相符合.Ouyang[39]通過STELLA軟件模擬發(fā)現(xiàn)氨氮和硝酸鹽氮在垂直潛流人工濕地一維遷移過程中也表現(xiàn)出隨深度增加浸出率逐漸減小的特征,且氨氮浸出率減小更為明顯.

由圖6(a),(b)可見,廢水持續(xù)排放30d時,入滲到地層中的氨氮大量累積在地表以下2m左右的地層中.90d時,主要累積在地表以下的 4m左右的地層中且氨氮的濃度隨入滲深度呈近似線性衰減的關系.由圖6(c),(d),(e)可見,在廢水排放期間,隨著時間的延長,氨氮濃度隨深度的變化形態(tài)愈加復雜,在不同深度上氨氮衰減的速率有所不同,但衰減的速率變化大致與巖性分層相一致.

由圖6(f)～(j)可見,廢水停排后,滯留在非飽和帶土壤中的氨氮開始向下遷移,由地表經(jīng)非飽和帶到飽和帶氨氮濃度變化大致可以細分為三個階段：第一階段氨氮的濃度隨地層深度增加逐漸增加;第二階段在一定地層深度范圍內(nèi)氨氮的濃度接近穩(wěn)定值;第三階段氨氮的濃度隨地層深度的增加逐漸降低.隨時間的增加,第二階段逐漸消失,垂向不同深度處氨氮濃度均不斷降低,表明在廢水排放停止后氨氮在非飽和帶和飽水帶垂向遷移過程在時間尺度上呈現(xiàn)出濃度逐漸降低的波浪式推移過程(圖7).

由圖6(k)～(n)可見,廢水停排后,非飽和帶中氨氮的濃度隨時間的增加逐漸降低最終會趨近0.飽和帶中氨氮的濃度遠遠低于廢水中氨氮的含量,整體氨氮的濃度下降明顯,停排 330d后地下水中氨氮的濃度超標《地下水質(zhì)量標準》規(guī)定的III類水的標準10倍左右.總體上看,廢水排放場含氮廢水的排放對土壤和地下水水質(zhì)的影響可控,采用自然衰減的地下水修復方法是可行的.

3 結(jié)論

3.1 在垂向入滲過程中,氨氮受非飽和帶的阻滯和攔截作用影響顯著,造成其在非飽和帶中先大量累積后緩慢釋放,從而使其對下伏飽和帶中地下水產(chǎn)生的影響存在明顯的滯后效應.滯后時間約為40d.

3.2 廢水排放事件對排放場地的土壤和地下水造成了明顯影響,使地下水中氨氮的濃度明顯升高,地下水面處的濃度最高時超過《地下水質(zhì)量標準》(GB/T 14848-93)中的III類標準限值4334多倍.

3.3 由于及時切斷了污染源,終止了排放行為,停排330d后土壤中氨氮的濃度接近0,地下水中氨氮的濃度低于2mg/L.

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