某污染场地氨氮迁移过程模拟研究

杜青青,尹芝华,左 锐,王金生,杨 洁,滕彦国,翟远征,2* (.北京师范大学水科学研究院,地下水污染控制与修复教育部工程研究中心,北京 00875；2.中国地质科学院岩溶地质研究所,国土资源部广西岩溶动力学重点实验室,广西 桂林 54004)

近年来土壤和地下水环境污染事件时有发生[1],其中以工业厂区泄漏和废水无组织排放等为主的非点源污染因受污染场地相对集中,污染物质种类多,复杂,浓度高,危害大等原因格外引人关注.场地土壤和地下水的污染范围,污染程度,持续时间,损害程度,环境风险和健康风险等问题,往往是这些事件发生后社会公众和学术界关注的焦点.在工业等非点源污染源中,三氮尤其是氨氮是极其普遍的污染物,而且三氮在非饱和带和饱和带中的迁移转化规律极其复杂,因此其作为学术界的一个热点问题一直备受关注.在受含氮废水影响的污染场地中,揭示三氮在非饱和带-饱和带剖面上随时间的迁移转化规律,是评估地下水的受污染程度和未来环境风险以及由此带来的潜在人体健康风险的前提,也是判断污染场地是否需要进行人工修复和制订修复方案的主要依据,因此将其作为研究课题具有重要的科学意义和现实意义.

数值模拟法可以用来研究不同情形下各类污染物质在非饱和带和饱和带中的迁移转化过程,且具有投入资金少,产出成果快,可视化效果好等特点,是目前研究溶质和污染物在多孔介质中迁移转化的主要手段.常用的数值模拟软件有WAVE,SWAP,HYDRUS等,它们都可以进行非饱和带水分和三氮运移的联合模拟,但是又各有侧重.比如,WAVE多应用于农用化学物质的迁移模拟,且应用的系统环境为UNIX或DOS[2];SWAP多用来模拟水,溶质,热在土壤-水-大气-植物系统(一维)中的运移,应用的系统环境为 DOS[3].HYDRUS软件可以单独或联合模拟饱和-非饱和带土体中水,溶质,热运移过程并考虑作物根系吸水和土壤持水带来的滞后效应,软件中还有考虑固相吸附,分解,源汇项的化学非平衡模型和考虑不动水体和可动水体物质交换的物理非平衡模型,甚至可以进行土壤优先流的模拟[4-5],加之在Windows系统环境下操作简便,在近些年被广泛应用.如李玮等[6]应用HYDRUS-1D软件模拟北京市东南郊再生水灌区中典型有机物在非饱和带中的迁移衰减反应过程.Yang等[7]应用HYDRUS-1D软件模拟垃圾填埋场渗滤液中氨氮在非饱和带中迁移转化过程.一些学者通过与室内土柱实验对比研究,发现在模拟非饱和带中氨氮的迁移转化方面,HYDRUS软件中的化学非平衡模型的模拟效果更好.如杨欢[8]将室内土柱实验和HYDRUS-1D软件不同模型的模拟结果进行对比研究,发现氨氮在迁移过程中受吸附作用影响明显,受硝化作用影响较小,且一点模型的模拟效果最好;Jellali等[9]通过室内土柱实验和HYDRUS-1D中反演程序模拟氨氮在干旱土壤中的迁移转化过程,结果表明土壤对氨氮的吸附满足线性等温吸附关系,且化学非平衡模型的模拟效果最好.总的来说,已有一些学者对氨氮在非饱和带和饱和带中的迁移转化过程进行了研究,并揭示了氨氮在土壤中迁移和吸附规律,在建模方面也取得了一定进展,但大多数研究仅局限于非饱和带,联合考虑非饱和带和饱和带的较少;采用平衡模型的多,非平衡模型的少;研究多限于室内土柱试验,针对野外实际场地的少,有长时间序列实测数据可供开展验证研究的更少.

本文以我国西北某沙漠地区工业废水排放形成的污染场地为研究区,综合考虑废水排放情况,当地地层结构等自然条件和人类活动等情况,应用HYDRUS软件探索高浓度氨氮废水在污染场地非饱和带-饱和带迁移衰减过程,并与场地监测井的实测数据进行验证分析,预测废水排放事件对污染场地中土壤和地下水的影响程度,为进行污染控制和修复决策提供科学依据.

1 材料与方法

1.1 研究区概况

本文的研究区——某污染场地所在的沙漠位于我国西北地区,年降水量 116～148mm,年蒸发量 3000～3600mm,地表几乎没有植被,污染场地周边大面积范围内也几乎没有人类活动.在污染事件发生前,当地的自然环境基本上处于天然无扰动状态.调查结果显示,该地区天然状态下地下水水质良好,达到《地下水质量标准》(GB/T 14848-93)[10]中的 III类水要求.污染场地非饱和带的地层岩性以粉砂和粉细砂为主,饱和带的岩性为粉细砂或粉砂与粉土互层,渗透系数6.4～13.0m/d,地下水属于第四系潜水,水位埋深约 13m,流向为自南东向北西,水力坡度为 3‰～6‰,比较平缓.

环境污染事件起源于2014年某企业向某沙漠地区排放未经处理的生产废水累计13万t,并在沙漠里形成面积约3万m2的污染场地(图1).经调查和采样分析发现,排放的生产废水中的污染物为氨氮.因此本研究在参考实测数据的基础上,运用数值模拟手段模拟预测废水中的氨氮在排放期间及排放停止后在污染场地非饱和带和饱和带中的富集,迁移,衰减规律.

图1 污染场地示意Fig.1 Schematic diagram of the contaminated site

1.2 采样化验和监测

为掌握场地的污染情况,对废水排放场地中残留的废水和底泥进行取样化验.同时在场地中参考《场地环境调查技术导则》(HJ 25.1-2014)[11],《场地环境监测技术导则》(HJ 25.2-2014)[12],《污染场地风险评估技术导则》(HJ 25.3- 2014)[13],《污染场地土壤修复技术导则》(HJ 25.4-2014)[14]等相关导则或指南要求,结合现场踏勘结果和环境损害评估的需求,采用网格布点和局部加密的方法,确定影响区域的边界和56个土壤采样点.对土壤进行原位分层采样化验.每个取样点在垂向上分3～4层取样,取样深度在0.5～7m之间,采样后将土壤取样管割开划去表面土壤,将剩下具有代表性的土壤样品装于250mL透明玻璃瓶中保存.为保证样品分析质量,本项目土壤样品分析检测工作委托澳实分析检测(上海)有限公司和上海化工研究院完成,土壤中氨氮含量的化验分析方法参考《中华人民共和国国家环境保护标准》(HJ634-2012)[15].水样品分析检测工作委托当地环境检测中心站和地质工程实验室完成,测试分析方法为纳氏试剂光度法.通过测试分析,得到污染场地土壤和废水中氨氮的浓度等相关数据.

为掌握污染场地的地层结构情况和地下水的受影响情况,在污染场地地下水流场的上游和污染场地分别建立地下水水质背景值对照井和污染监测井(图1),对地下水水质进行每月两期的跟踪监测.建井过程中揭露的地层结构情况见图2.

图2 污染场地地层剖面Fig.2 Stratigraphic section of contaminated site

通过开展上述工作,掌握了污染场地的基本情况和实测数据,为建模工作奠定了良好基础.

1.3 数值模型的建立和率定

1.3.1 模型概化 土壤是一个复杂的多相体系,具有空间变异性.在每个层次的土壤中同时存在着各种氮素迁移转化过程,如氨氮的硝化和吸附过程等[16].对于野外场地而言,氨氮在土壤孔隙中的迁移过程将更加复杂多变.氨氮在土壤中运移的具体细节犹如黑箱,无法准确描述.为了较为准确和方便地确定废水排放事件发生后氨氮在非饱和带和饱和带中的宏观迁移特征,将氨氮在地层孔隙中的复杂迁移过程作为随机过程处理.此次事件中废水排放到渗透性良好的沙漠地层,在土壤中的一维迁移特征明显,HYDRUS-1D软件可以较好地模拟该过程.根据地层揭露情况,将污染场地地层概化为4层(表1).模拟期为600d,其中前 270d为废水排放期,每天废水排放量为480m3,废水中氨氮浓度为 1730mg/L;后 330d为废水停排期.由于研究区位于沙漠地带,降水稀少,地表几乎没有植被,地下水位远低于极限蒸发埋深,因此模型中忽略降水入渗,蒸发蒸腾和植物根系对水分和氨氮的吸收等过程.废水排放前没有工农业生产和人类生活等活动,因此排放前土壤中氨氮的背景值为 0,地下水中氨氮的背景值选用对照井(图1)中的实测值0.106mg/L.

表1 研究区地层概化结果Table 1 Generalization of strata in the study area

1.3.2 水流模型建立 模型中的水流模块采用Richards方程作为水流控制方程.对于非饱和一维垂向入渗,其表达式为[17]：

式中：θ为土壤含水率,cm3/cm3;D´为土壤水分扩散率,cm/d;K为非饱和导水率,cm/d;t为时间,d;z为埋深,m.

HYDRUS-1D软件中提供了6种土壤水力模型,本次研究选用目前使用最广泛的 van Genuchten-Mualem模型计算土壤水力特性参数θ,K(θ),且不考虑水流运动的滞后现象,其表达式为：

式中：θ,θs,θr分别为土壤体积含水率,cm3/cm3;饱和含水率,cm3/cm3以及残余含水率,cm3/cm3;ɑ,m,n为表示土壤水分特征曲线形状的参数;Ψm为土壤基质势,cm.

当已知土壤饱和导水率Ks时,可以通过以下方程求得土壤非饱和导水率：

水流模型的上边界条件为变水头边界,通过查阅文献[18]和埋设负压计测定土水势等方法,将废水排放期间压力水头设置为-100cm.排放停止后地表压力水头降低到-55cm,下边界为定水头边界.

1.3.3 溶质迁移模型建立 在非饱和带和饱和带中迁移的溶质会经历多种物理化学过程,如吸附,沉淀,生物降解,氧化还原反应等.Rubin[19]列出了在溶质迁移过程中可能发生的 6类化学反应(图3).本次模拟假设废水中氨氮在非饱和带土壤颗粒,孔隙及地下水中的迁移过程的反应为“不够快的非均相表面反应”.模型中考虑了地层中固体颗粒对氨氮的吸附作用.如果吸附过程比流速快,则溶质与吸附相达到平衡状态,这种过程称为等温吸附平衡,为HYDRUS-1D中常用的平衡模型.如果吸附过程比多孔介质中流体流动速度慢,溶质与吸附相之间可能达不到平衡,这时需要动力吸附模型来描述这个过程,称为非平衡(动力)吸附模型.模型选择的合适与否对模拟结果至关重要,许多室内土柱实验和野外场地研究表明土壤中存在非平衡态水流和溶质迁移情况[20],因此本次模拟工作选用HYDRUS-1D中的非平衡(动力)吸附模型.该模型建立在传统的对流-弥散理论基础上,假设土壤颗粒表面的吸附点位为一级动力学吸附点位,氨氮在非饱和带和饱和带固体表面和液相当中均会发生反应衰减,其数学模型的表达式为[21]：

式中：c为溶液溶质浓度,mg/L;s为固相吸附量(或吸附态溶质浓度,mg/kg;ρ为土壤容重;θ为土壤的容积含水率,cm3/cm3;D为水动力弥散系数,cm2/d;q为平均孔隙水流速,cm/d;μw为溶质在溶液相中的一阶衰减常数,d-1;μs为吸附态溶质在固相中的一阶衰减常数,d-1.

溶质在固相和液相之间的质量交换采用传统的一级动力吸附-解吸模型描述,公式如下：

式中：Ka为一阶吸附系数,d-1;Kd为一阶分离系数,d-1;Ψ表示胶质物质滞留能力的无量纲量,一般认为Ψ值随着胶质物质滞留量的增加而减小.为了描述这种阻滞现象,Adamczyk等[22]提出了Langmuirian动力学方程：

式中：smax为保留在吸附点位上的最大固相浓度,mg/kg.在一点模型中输入一阶吸附系数且Ψ取值小于 1时表明土壤对溶质有阻滞作用,为可逆吸附.反之,当Ψ值等于1时,表明土壤对溶质没有阻滞作用,为不可逆的吸附.本次模拟氨氮废水在污染场地非饱和-饱和带中的迁移为可逆吸附.

溶质迁移迁移模型的上边界为浓度边界,废水排放期间氨氮的浓度为1730mg/L,停排后氨氮浓度为0,下边界为零浓度梯度边界.

图3 溶质迁移中常用的化学反应类型Fig.3 Common types of chemical reactions in solute transport studies

模型求解过程中采用 Galerkin有限元法对土壤剖面进行空间离散,在一维垂向上剖分成101个节点,相邻两个节点间的距离代表实际地层深度 20cm.采用隐式差分格式进行时间离散,初始时间步长为 0.001d,最小时间步长为 1×10-5d,最大时间步长为5d.

1.3.4 模型参数率定 模型参数率定是模型建立的关键部分,直接影响到模型模拟结果.废水排放场所在的沙漠地区地层结构相对均匀.通过采集的土壤样品以及钻孔土样可以获得不同深度处的土样类型,将获取的土壤粒径分级数据输入HYDRUS-1D软件中运用人工神经网络预测各地层土壤水分特征参数(表2),同时将软件预测出的土壤水动力学参数与《水文地质手册》和研究区前人研究成果[18,23-25]相对照,确定参数在正常范围内.

溶质迁移方程的推导是以水动力弥散为基础的,它包括机械弥散和分子扩散,在绝大多数的地下水水流条件下,扩散作用很弱,可以忽略.在HYDRUS软件中将弥散作用对溶质迁移的影响体现在纵向弥散度和自由水分子扩散系数的参数确定.自由水分子扩散系数对于弥散作用的影响较小,通过参考前人的研究成果[26-28]设定.纵向弥散度参考 Pickenss[29]在砂土含水层中单井示踪实验所获的值.一阶吸附系数、等温吸附系数、液相一阶衰减常数和固相一阶衰减常数是描述氨氮在非饱和带和饱和带土壤中迁移时发生吸附作用和反应衰减强度的参数.由于不同研究区和不同研究条件下参数值也会相差较大,为了更精准地描述本研究区内氨氮在非饱和和饱和带中的迁移过程、模型中纵向弥散度、一阶吸附系数、等温吸附系数、液相一阶衰减常数和固相一阶衰减常数参考了前人的研究成果[30-33]的最大值和最小值基础上,在 HYDRUS软件的正向模拟程序中输入各参数值的范围,同时在HYDRUS的反演程序中输入污染场地不同采样深度和采样时间测定的土壤和地下水样品中氨氮的浓度,反演得出不同地层中纵向弥散度,吸附系数及反应衰减常数.杨文元等[34]通过比较不同方法确定田块尺度土壤水力参数时发现,运用HYDRUS反演方法预测的结果优于直接方法且预测结果和表征的水力性质基本一致.因此,这种模型参数的率定方法相对可靠,率定后的参数见表2和表3.

表2 模型中各分层的土壤水分特征参数Table 2 Characteristic parameters of soil moisture in the model

表3 模型中各分层的溶质迁移特征参数Table 3 Characteristic parameters of solute transport in the model

图4 氨氮浓度实测值与模拟值对比Fig.4 The comparison between measured values and simulation values of ammonia nitrogen concentration

模型验证本次模型验证是将废水停排后128～190d期间监测井的实测氨氮浓度与模型模拟值进行对比.监测井的滤水管埋设位置在埋深13～20m 之间,因此样品是不同深度处地下水的混合样,且实测氨氮含量包含地下水天然背景含量和废水中通过非饱和带渗滤迁移到地下水中的含量,因此本次的模型验证将地下水不同深度的模型模拟值与减去天然背景含量的实测值进行对比(图4).可以看出模拟值1自2015年7月1日后快速下降,除2015年7月1日这一期的模拟浓度高于实测值外,其余监测时间节点均低于实测值.这表明废水中氨氮进入地下水中的浓度在逐渐较少,停排159d后(2015年8月1日)进入地下水中的氨氮浓度接近 0.模拟值 2是埋深 15m处地下水中氨氮浓度数值,2015年8月1日前模拟值略高于实测值,2015年8月1日后逐渐下降并略低于实测值.模拟值3是埋深17m处地下水中的氨氮浓度数值,可以看出模拟值 3远高于其他埋深处的模拟值和实测值.这表明在停排后128d～190d期间废水中氨氮污染晕的中心已经由地下水面向下迁移,大致位于埋深17m的位置.模拟值4,5分别是埋深19m和20m处地下水中氨氮浓度值.可以看出模拟值 4呈上升趋势与实测值最为接近,模拟值 5与实测值的上升趋势基本一致,但浓度小于实测值.这表明氨氮污染晕锋面已经向下迁移至埋深为20m的地下水面处,致使此处氨氮的浓度逐渐上升.总的来看 5处不同深度的模拟值与实测值均存在一定的差距,埋深15m和19m处地下水中氨氮浓度与实测值很接近,验证模型可靠,从不同深度处模拟值与实测值的差距可以看出氨氮污染晕在地下水中的垂向迁移过程.

2 结果和讨论

2.1 模拟预测结果

在模型验证基础上,通过在HYDRUS-1D模型模拟的一维土柱不同深度处设置虚拟的观测孔可得氨氮在垂向迁移过程中浓度随时间和深度的变化情况.为了更好地观测氨氮在非饱和带浅层,地层分界面以及含水层不同深度位置的浓度变化,虚拟观测孔的位置深度分别对应实际地下埋深2,5,13,17和20m处.5个虚拟观测孔中氨氮浓度随时间的变化见图5;不同时间氨氮浓度随深度的变化见图6;污染场地中氨氮浓度随时间和深度的变化情况见图7.

图5 不同深度的虚拟观测点氨氮浓度随时间变化Fig.5 The variation of ammonia nitrogen concentrations over time of virtual observations at different depth

图6 模拟剖面上不同时刻氨氮浓度随深度的变化Fig.6 The variation of ammonia nitrogen concentrations over depth of virtual observations at different time

图7 污染场地氨氮在一维垂向上浓度变化过程Fig.7 The variation of ammonia nitrogen concentrations at one dimensional vertical in contaminated site

2.2 氨氮浓度的时间变化

由图5可见,氨氮在粉砂层和粉细砂层中的垂向迁移平均速率分别为 8.7,15.3cm/d.在非饱和带中氨氮的垂向平均迁移速率约为 11.9cm/d,在饱水带中的垂向平均迁移速率大致为2.2cm/d.这与王刚伟等[35]在室内砂槽实验中模拟渗滤液中高浓度氨氮在海滨填埋场中迁移速度 4cm/d接近但由于其模拟介质为细砂,所以迁移速度比本次的模拟值略小.

由图5(a),(b),(c)可见,在废水排放期间,含有氨氮的废水在垂向入渗过程中,随着入渗深度的增加,氨氮浓度的增加随时间增加的趋势变缓,这与Siegrist等[36]得到的土壤水分含量的增加会导致氨氮在土壤中滞留时间的增长结论相一致.非饱和带不同深度处氨氮浓度在废水排放期间随着排放时间的增长渐趋于一个稳定值,埋深为2m地层中在排放的第150d时氨氮浓度达到稳定值1200mg/L,停排5d后达到浓度峰值1240mg/L.埋深5m地层中在排放的230d时氨氮浓度达到稳定值695mg/L,停排23d后达到浓度峰值929mg/L.埋深为13m的地下水面处氨氮浓度在地表废水排放期间未形成稳定的入渗值,在停排40d后进入地下水中的氨氮达到峰值浓度867mg/L.由此可见,非饱和带对经过其中的氨氮起到明显的吸附和阻滞作用[37],这是由于土壤通常带负电荷,对阳离子进行静电吸附,导致氨氮不容易随渗漏水流失[38].废水停排后非饱和带的介质中仍含有较多的水分,这些水分在重力作用下携带溶质向下迁移,打破先前存在的吸附平衡状态,导致吸附在非饱和带介质上的氨氮发生解吸现象.由于氨氮在非饱和带的累积效应,使得随迁移深度的增加解吸出来的氨氮含量也越高.这表明在污染场地中,非饱和带虽然对氨氮能起到很好地吸附阻滞作用,从而在一定程度上减轻地下水受污染程度,但解吸现象的产生会对土壤和地下水造成二次污染.

由图5(d),(e)可见,氨氮在垂向迁移到地下水后浓度迅速降低,一方面包气带土壤在其迁移过程中起到明显的阻滞和拦截作用,另一方面地下水对高浓度的氨氮废水起到十分重要的稀释作用,同时也使得地下水中氨氮的浓度大幅上升,地下水面处浓度最高时达到 867mg/L超过当地地下水背景值(0.106mg/L)8178倍,同时超过《地下水质量标准》(GB/T 14848-93)中的III类标准限值(0.2mg/L)4334倍.

2.3 氨氮浓度的空间变化

由图6可见,氨氮迁移至地下2m处达到峰值浓度为 1240mg/L,相比于废水中的氨氮含量降低了28.3%,氨氮迁移至地下 5m 处达到峰值浓度为929mg/L左右,相比于废水中氨氮的含量降低了46.3%.氨氮迁移至地下水面处的峰值浓度值为867mg/L,相比于废水中氨氮的含量值降低了49.9%.氨氮浓度衰减速率随深度的增加而逐渐变缓,这与浅表地层含氧量充足,氨氮易于挥发和转化为硝酸盐的实际情况相符合.Ouyang[39]通过STELLA软件模拟发现氨氮和硝酸盐氮在垂直潜流人工湿地一维迁移过程中也表现出随深度增加浸出率逐渐减小的特征,且氨氮浸出率减小更为明显.

由图6(a),(b)可见,废水持续排放30d时,入渗到地层中的氨氮大量累积在地表以下2m左右的地层中.90d时,主要累积在地表以下的 4m左右的地层中且氨氮的浓度随入渗深度呈近似线性衰减的关系.由图6(c),(d),(e)可见,在废水排放期间,随着时间的延长,氨氮浓度随深度的变化形态愈加复杂,在不同深度上氨氮衰减的速率有所不同,但衰减的速率变化大致与岩性分层相一致.

由图6(f)～(j)可见,废水停排后,滞留在非饱和带土壤中的氨氮开始向下迁移,由地表经非饱和带到饱和带氨氮浓度变化大致可以细分为三个阶段：第一阶段氨氮的浓度随地层深度增加逐渐增加;第二阶段在一定地层深度范围内氨氮的浓度接近稳定值;第三阶段氨氮的浓度随地层深度的增加逐渐降低.随时间的增加,第二阶段逐渐消失,垂向不同深度处氨氮浓度均不断降低,表明在废水排放停止后氨氮在非饱和带和饱水带垂向迁移过程在时间尺度上呈现出浓度逐渐降低的波浪式推移过程(图7).

由图6(k)～(n)可见,废水停排后,非饱和带中氨氮的浓度随时间的增加逐渐降低最终会趋近0.饱和带中氨氮的浓度远远低于废水中氨氮的含量,整体氨氮的浓度下降明显,停排 330d后地下水中氨氮的浓度超标《地下水质量标准》规定的III类水的标准10倍左右.总体上看,废水排放场含氮废水的排放对土壤和地下水水质的影响可控,采用自然衰减的地下水修复方法是可行的.

3 结论

3.1 在垂向入渗过程中,氨氮受非饱和带的阻滞和拦截作用影响显著,造成其在非饱和带中先大量累积后缓慢释放,从而使其对下伏饱和带中地下水产生的影响存在明显的滞后效应.滞后时间约为40d.

3.2 废水排放事件对排放场地的土壤和地下水造成了明显影响,使地下水中氨氮的浓度明显升高,地下水面处的浓度最高时超过《地下水质量标准》(GB/T 14848-93)中的III类标准限值4334多倍.

3.3 由于及时切断了污染源,终止了排放行为,停排330d后土壤中氨氮的浓度接近0,地下水中氨氮的浓度低于2mg/L.

[1] 韩智勇,许 模,刘 国,等.生活垃圾填埋场地下水污染物识别与质量评价 [J]. 中国环境科学, 2015,35(9)：2843-2852.

[2] 杨建锋,万书勤,邓 伟,等.地下水浅埋条件下包气带水和溶质运移数值模拟研究述评 [J]. 农业工程学报, 2005,(6)：158-165.

[3] 冯绍元,马 英,霍再林,等.非充分灌溉条件下农田水分转化SWAP模拟 [J]. 农业工程学报, 2012,28(4)：60-68.

[4] Simunek J, van Genuchten M, Ejna M. Development and applications of the HYDRUS and STANMOD software packages and related codes [J]. Vadose Zone Journal, 2008,7(2)：587-600.

[5] Simunek J, Bradford S A. Vadose zone modeling： Introduction and importance [J]. Vadose Zone Journal, 2008,7(2)：581-586.

[6] 李 玮,何江涛,刘丽雅,等.Hydrus-1D 软件在地下水污染风险评价中的应用 [J]. 中国环境科学, 2013,33(4)：639-647.

[7] Yang Y, Li J, Li M, et al. Application of HYDRUS-1D model in quantitative assessment of groundwater pollution resource intensity [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering,2014,8(12)：5293-5298.

[8] 杨 欢.基于平衡和非平衡模型的包气带土壤中氨氮运移过程研究 [D]. 北京：中国地质大学(北京), 2015.

[9] Jellali S, Diamantopoulos E, Kallali H, et al. Dynamic sorption of ammonium by sandy soil in fixed bed columns： Evaluation of equilibrium and non-equilibrium transport processes [J]. Jurnal of Environmental Management, 2010,91(4)：897-905.

[10] GB/T 14848-93 地下水质量标准 [S].

[11] HJ 25.1-2014 中华人民共和国国家环境保护标准 [S].

[12] HJ 25.2-2014 中华人民共和国国家环境保护标准 [S].

[13] HJ 25.3-2014 中华人民共和国国家环境保护标准 [S].

[14] HJ 25.4-2014 中华人民共和国国家环境保护标准 [S].

[15] HJ634-2012 中华人民共和国国家环境保护标准 [S].

[16] 郝芳华,孙 雯,曾阿妍,等. HYDRUS-1D模型对河套灌区不同灌施情景下氮素迁移的模拟 [J]. 环境科学学报, 2008,28(5)：853-858.

[17] 黄明斌,邵明安,王全九.土壤物理学 [M]. 北京：高等教育出版社, 2006：10-27.

[18] 钱 鞠,马金珠,张惠昌,等.腾格里沙漠西南缘固定沙丘水分动态与水分势能变化特征研究 [J]. 兰州大学学报, 1999,(1)：222-228.

[19] Rubin J. Transport of Reacting Solutes in Porous Media Relation Between Mathemat- ical Nature of Problem Formulation and Chemical Nature of Reactions [J]. Water Resource Research,1983,19(5)：1231-1252.

[20] Simunek J, van Genuchten M T. Modeling nonequilibrium flow and transport processes using HYDRUS [J]. Vadose Zone Journal,2008,7(2)：782-797.

[21] Balkhair K S. Modeling fecal bacteria transport and retention in agricultural and urban soils under saturated and unsaturated flow conditions [J]. Water Research, 2017,110：313-320.

[22] Adamczyk Z, Siwek B, Zembala M, et al. Kinetics of localized adsorption of colloid particles [J]. Advances in Colloid and Interface Science, 1994,48：151-280.

[23] 李文静,李 军,张彦灼,等. NaCl改性沸石对水中氨氮的吸附机制 [J]. 中国环境科学, 2016,36(12)：3567-3575.

[24] 马金珠,张惠昌,易立新,等.腾格里沙漠包气带水,汽,热运动的耦合模型及水热状况模拟 [J]. 中国沙漠, 1998,(4)：46-51.

[25] 王云权.腾格里沙漠边缘不同土壤类型水盐运移规律与数值模拟研究 [D]. 甘肃：兰州大学, 2011.

[26] 吕 萍,董治宝,张正偲,等.腾格里沙漠近地面层风,气温,湿度特征 [J]. 中国沙漠, 2009,(5)：977-981.

[27] 王小丹.关中盆地氮对浅层地下水污染的数值模拟与预警研究[D]. 长安：长安大学, 2008.

[28] 刘丽雅.浑河傍河区地下水氮污染来源贡献识别 [D]. 北京：中国地质大学(北京), 2013.

[29] Pickens J F, Grisak G E. Scale-dependent dispersion in a stratified granular aquifer. [J]. Water Resourse Research, 1981,17(4)：1191-1211.

[30] 陈 坚.铵态氮在包气带介质中的吸附机制及转化去除研究[D]. 北京：中国地质大学(北京), 2011.

[31] 梁 静.不同环境条件下包气带中铵态氮的转化/去除研究 [D].北京：中国地质大学(北京), 2012.

[32] 张 胜,张翠云,叶思源.土壤包气带土体无机氮的吸附与微生物作用影响试验方法 [J]. 地球学报, 2003,(2)：187-192.

[33] 赵宗升,李炳伟,刘鸿亮.高氨氮渗滤液处理的好氧反硝化工艺研究 [J]. 中国环境科学, 2002,32(5)：29-32.

[34] 杨文元,刘 昭,张玉雪,等.确定田块尺度土壤水力参数不同方法的比较研究 [J]. 灌溉排水学报, 2016,35(4)：1-7.

[35] 王刚伟,马青兰,朱南文,等.渗滤液氨氮在地下咸水环境中的迁移过程 [J]. 环境工程学报, 2012,6(7)：2133-2137.

[36] Siegrist R L,Parzen R,Tomaras J,et al. Water movement and fate of nitrogen during drip dispersal of wastewater effluent into a semi-arid landscape. [J]. Water Research, 2014,52：178-187.

[37] 王 禄,喻志平,赵智杰.人工快速渗滤系统氨氮去除机理 [J].中国环境科学, 2006,26(4)：500-504.

[38] 丁昌璞,徐仁扣.土壤的氧化还原过程及其研究法 [M]. 北京：科学出版社, 2011：7-15.

[39] Ouyang Y, Luo S M, Cui L H. Estimation of nitrogen dynamics in a vertical-flow constructed wetland [J]. Ecological Engineering,2011,37：453-459.