白 靜, 趙勇勝, 秦傳玉

(吉林大學(xué) 地下水資源與環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，長春 130021)

0 引 言

進(jìn)入到地下水中的重金屬很難被生物降解，主要通過一系列的物理化學(xué)作用進(jìn)行遷移轉(zhuǎn)化，嚴(yán)重污染地下水[1-3]，會在地下水流向上形成具有一定濃度梯度的污染物的羽狀體[4-5]，因此了解和掌握重金屬在地下水中的遷移規(guī)律[4-6]，對于污染的風(fēng)險評估[7-9]以及后續(xù)的修復(fù)治理[10-12]至關(guān)重要。重金屬在含水層的遷移是污染場地控制與修復(fù)課程實(shí)驗(yàn)課的重要實(shí)驗(yàn)項目之一，對于培養(yǎng)環(huán)境工程專業(yè)本科生的專業(yè)素質(zhì)及能力，具有重要意義[13-15]。重金屬在含水層的遷移實(shí)驗(yàn)采用自主設(shè)計的二維有機(jī)玻璃槽作為實(shí)驗(yàn)裝置，以硝酸鎘為目標(biāo)污染物，以蠕動泵控制污染源的泄露速度，分析不同泄露時間下Cd2+在地下水中的濃度分布，研究Cd2+的遷移規(guī)律，同時對比不同地下水流速和泄漏量對Cd2+遷移規(guī)律的影響。

1 實(shí)驗(yàn)材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

硝酸鎘，0.25～0.5 mm中砂，10 mL注射器，3號膠塞，0.22 μm水系濾膜，10 mL塑料離心管，濾布，馬氏瓶，止水夾，乳膠管，二維有機(jī)玻璃模擬槽，萬分之一天平，蠕動泵，原子吸收分光光度計等。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

實(shí)驗(yàn)在二維有機(jī)玻璃模擬槽中進(jìn)行，模擬槽尺寸(長×寬×高)為400 mm×150 mm×250 mm，模擬槽正面分布有12個取樣口，用于取地下水水樣，在模擬槽的左側(cè)下部和右側(cè)上部分布進(jìn)水口和溢流口。在模擬槽內(nèi)左右兩側(cè)鋪放濾布，槽內(nèi)填裝一定高度的中砂，填裝過程中少量多次裝入并不斷夯實(shí)，同時將地下水取樣針埋設(shè)在取樣口位置處。槽體左右兩側(cè)的進(jìn)水口和溢流口控制地下水流速分別為0.1、0.5、2.5 m/d，待地下水流速穩(wěn)定后，在圖示位置以一定的流速注入一定濃度的硝酸鎘溶液，以初始注入時間為計時零點(diǎn)，20、40和60 min在全部取樣口分別取水樣，同時在7號和11號取樣口每隔5 min取水樣，分析Cd2+在地下水中的濃度變化.

60 min后切斷污染源，在7號和11號取樣口處每5 min取水樣，分析Cd2+在切斷污染源后的濃度變化趨勢。實(shí)驗(yàn)過程中取得的全部水樣，均過0.22 μm水系濾膜后，以原子吸收測定其吸光度值。實(shí)驗(yàn)裝置示意圖見圖1。

1-污染物溶液，2-蠕動泵，3-止水夾，4-二維模擬槽，5-污染物泄露槽，6-濾布，7-取樣品，8-進(jìn)水口，9-排水口，10-溢流口，11-取樣口

圖1 重金屬在含水層遷移模擬實(shí)驗(yàn)示意圖

2 結(jié)果與討論

2.1 泄露過程中Cd2+的濃度變化

自上而下以模擬槽第3行取樣口連線為橫坐標(biāo)，左側(cè)第1列取樣口連線為縱坐標(biāo)，不同泄露時間下取樣口處Cd2+的濃度分布見圖2～4。由圖2可以看出：在泄露初始的20 min內(nèi)，隨著地下水流動，Cd2+濃度不斷擴(kuò)大，在泄漏點(diǎn)附近形成了Cd2+的污染羽，泄漏點(diǎn)附近Cd2+的濃度不到1 mg/L。以0.2 mg/L的濃度鋒面為例，在泄露第20 min時，縱向上的遷移距離達(dá)到15 cm，橫向上的遷移距離為12 cm。這說明，進(jìn)入到地下水中的Cd2+濃度隨著地下水流動在含水層介質(zhì)中進(jìn)行了遷移，對流作用起主導(dǎo)作用，同時在垂向上，由于彌散及分子擴(kuò)散作用，也形成了一定濃度梯度的Cd2+污染羽。

圖2 20 min時Cd2+在地下水中濃度分布

圖3 40 min時Cd2+在地下水中濃度分布

圖4 60 min時Cd2+在地下水中濃度分布

隨著泄露時間延長，Cd2+的污染羽持續(xù)增大，泄漏點(diǎn)附近Cd2+的濃度逐漸增加，最高達(dá)到5.1 mg/L，在泄露第40 min時，0.2 mg/L的濃度鋒面在縱向上的遷移距離達(dá)到20 cm，在垂向上遷移距離僅增加了3 cm。

泄露時間達(dá)到60 min時，泄漏點(diǎn)附近Cd2+的濃度達(dá)到8.95 mg/L，0.2 mg/L的濃度鋒面在縱向上已經(jīng)遷移出模擬槽，而在垂向上的遷移僅為16 cm。

對比圖2～4中0.2 mg/L Cd2+的濃度鋒面可知：盡管在縱向和垂向上均形成了Cd2+的污染羽，但是縱向的遷移距離始終大于垂向，這表明在該實(shí)驗(yàn)條件下，由于地下水的流動而產(chǎn)生的對流作用是影響Cd2+遷移的主要因素。

2.2 污染源切斷前后7、11號取樣口濃度變化

由圖5可知：在污染源切斷前，7號和11號取樣口處水樣中Cd2+的濃度在前10 min沒有檢出，隨著泄露時間的延長，Cd2+的濃度開始檢出并不斷增加，在第60 min時，7號和11號取樣口處Cd2+的濃度達(dá)到最大值，分別為6.5和5.3 mg/L。在前60 min內(nèi)，7號取樣口處Cd2+的濃度始終高于11號，這是由于7號取樣口所處位置距離泄漏點(diǎn)更近的緣故。

圖5 7和11號取樣口處Cd2+濃度變化

切斷污染源后，7號取樣口處Cd2+的濃度逐漸下降，在切斷污染源20 min后，由于地下水的稀釋作用，濃度降低到2.6 mg/L。11號取樣口處Cd2+的濃度則出現(xiàn)了短暫上升隨后下降的趨勢，這可能是在切斷污染源的5 min內(nèi)，流經(jīng)11號取樣口的地下水中攜帶了較高濃度的Cd2+，之后受地下水稀釋作用，Cd2+的濃度開始出現(xiàn)下降趨勢，最終濃度降為3.2 mg/L。由圖5還可知，在切斷污染源后，7號取樣口處Cd2+的濃度小于11號取樣口，這是由于7號取樣口處在地下水水流上游，受地下水稀釋作用更明顯，但隨著時間延續(xù)，兩個取樣點(diǎn)Cd2+的濃度趨于接近。

2.3 地下水流速對Cd2+濃度分布的影響

實(shí)驗(yàn)中對比分析了地下水流速對Cd2+遷移的影響，圖6為地下水流速0.1 m/d時，污染源泄露20 min后，Cd2+在地下水中的濃度分布。以0.2 mg/L濃度鋒面為例，分析地下水流速對Cd2+遷移的影響，由圖可知：縱向上遷移距離不足15 cm，而垂向遷移距離遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過15 cm，這說明地下水流速較小時，對流作用受到影響。

圖6 地下水流速0.1 m/d時Cd2+的濃度分布

圖7給出了地下水流速為2.5 m/d時，地下水中Cd2+的濃度分布，同樣以0.2 mg/L的濃度鋒面為例分析，在泄露60 min后，縱向上已經(jīng)遷移出模擬槽，而垂向上的遷移距離不足12 cm，對比分析可知，地下水流速增大時，對流作用加強(qiáng)。

圖7 地下水流速2.5 m/d時Cd2+的濃度分布

3 結(jié) 論

(1) 硝酸鎘泄露到含水層后，會在縱向和垂向上形成Cd2+的污染羽，隨著泄露時間延長，污染羽的范圍不斷擴(kuò)大。0.5 m/d的地下水流速時，0.2 mg/L的濃度遷移鋒面在縱向上的遷移距離要大于垂向，這是由于地下水流動導(dǎo)致的，此時對流作用起主導(dǎo)作用。

(2) 切斷污染源后，7號取樣口Cd2+濃度逐漸下降，11號取樣口Cd2+濃度短暫上升后逐漸下降，這主要與距離污染源的位置有關(guān)。

(3) 流速較慢時，Cd2+在縱向的遷移速度小于垂向，彌散作用顯著；地下水流速較快，Cd2+在縱向的遷移速度大于垂向，對流作用明顯。

參考文獻(xiàn)(References)：

[1] 楊 彥,于云江,魏偉偉,等.常州市千層地下水重金屬污染地城區(qū)城郊居民健康風(fēng)險評價[J].環(huán)境化學(xué),20136,32(2): 202-211.

[2] 姚柏華,唐名富,周潔軍,等.廣西某鉛鋅礦區(qū)水文地質(zhì)及地下水重金屬污染途徑分析[J].礦產(chǎn)與地質(zhì), 2015,29(1): 110-113.

[3] 馬 闖,楊 軍,雷 梅,等.北京市再生水灌溉對地下水的重金屬污染風(fēng)險[J].地理研究,2012,31(12): 2250-2258.

[4] 王照宜,潘偉斌,陳 捷,等.Cr、Ni、Cu 和Cd 在珠三角某區(qū)域工業(yè)污染場地包氣帶和潛水層中的遷移規(guī)律[J].環(huán)境工程學(xué)報,2016,10(12): 7326-7332.

[5] 周元祥,岳書倉,周濤發(fā). 安徽銅陵楊山?jīng)_尾礦庫尾砂重金屬元素的遷移規(guī)律[J].環(huán)境科學(xué)研究,2010,23(4):497-503.

[6] 王沛芳, 胡 燕,王 超,等.動水條件下重金屬在沉積物-水之間的遷移規(guī)律[J].土木建筑與環(huán)境工程,2012,34(3): 151-158.

[7] 林曼利,桂和榮,彭位華,等.典型礦區(qū)深層地下水重金屬含量特征即健康風(fēng)險評價-以皖北礦區(qū)為例[J]. 地球?qū)W報,2014,35(5):589-598.

[8] 蘇耀明,陳志良,雷國建,等.多金屬礦區(qū)土壤重金屬垂向污染特征即風(fēng)險評估[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報,2016, 25(1): 130-134.

[9] 賀亞雪,代朝猛,蘇益明,等.地下水重金屬污染修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J].水處理技術(shù),2016,42(2): 1-5.

[10] 祁寶川,韓志勇,陳吉祥.PRB修復(fù)重金屬污染地下水的反應(yīng)介質(zhì)研究進(jìn)展[J].應(yīng)用化工,2017,46(4): 749-759.

[11] 馬會強(qiáng),吳 束,李 爽. 零價鐵滲透性反應(yīng)墻原位修復(fù)含砷地下水的柱實(shí)驗(yàn)研究[J].環(huán)境工程學(xué)報,2017,11(1): 33-40.

[12] 郝大程,周建強(qiáng),王 闖,等.重金屬污染土壤的植物仿生和植物修復(fù)比較研究[J].生物技術(shù)通報,2017,33(2):66-71.

[13] 鄧廣濤,崔志恒,趙俊偉,等.改革實(shí)踐教學(xué)管理培養(yǎng)創(chuàng)新能力[J].實(shí)驗(yàn)室研究與探索,2013,32(6): 349-352.

[14] 郭亞利,馮輝宗,穆仁龍,等.以實(shí)踐能力培養(yǎng)為核心的實(shí)踐教學(xué)體系構(gòu)建與實(shí)踐[J].實(shí)驗(yàn)室研究與探索,2011,30(7): 324-333.

[15] 厲旭云，梅汝煥，葉治國，等.高校實(shí)驗(yàn)教學(xué)研究的發(fā)展及趨勢[J].實(shí)驗(yàn)室研究與探索,2014,33(3): 131-135.