基于Hydrus-1D 的砷在非饱和带中迁移规律研究

徐 敏

(南京伯克利环境修复有限公司,江苏 南京 210000)

砷是一种常见金属,在自然界中广泛存在。砷是国际肿瘤机构确认的人类致癌物之一,长期暴露可引发皮肤肿瘤、肺脏肿瘤等。 而地下水是砷暴露的重要途径[1],因此,科学评估地下水中砷的浓度具有重要意义。 污水中的砷在经过非饱和带进入含水层时,可能会发生溶解、吸附或解析等物理化学过程,使其浓度或化学成分与污水源强有较大差别[2]。 如何准确地对砷在非饱和带中的污染过程进行刻画,进而获得进入地下水的污染物浓度值,对科学地进行地下水污染评价、准确地进行地下水污染运移模拟具有重要意义,还将为场地污染防控和治理提供数据参考[3]。

Hydrus-1D 软件可用于分析非饱和、部分饱和或完全饱和的多孔介质中的水和溶质运动,是模拟非饱和水流、溶质运移和热量传输的最有力工具之一,已经在农业、生态、环境科学、土壤学、水文地质学等领域得到了广泛的运用[4-9]。

本研究利用Hydrus-1D 软件,对某医药原料遗留污染地块的典型污染物砷在非饱和带中的迁移转化规律进行模拟,以评估非饱和带对污染物的截留能力,并预测不同情景下的非饱和带防污性能。

1 研究区概况

研究地块位于长江三角洲冲积平原,地势平坦。 根据地块工程勘察钻孔资料,包气带岩性主要为耕植土、砂质壤土、砂质粘土等,总厚度2.5 m。 其中耕植土50 cm,砂质壤土50 cm,砂质粘土150 cm。

地块内原企业主要从事维生素B6 产品的生产,生产活动持续10 a。 工艺废水中含有大量氯化钠,同时还含有较多的砷、镍等金属,其中砷主要以砷酸盐的形式存在,镍主要以Ni2+存在。

本研究的氯化钠沉淀池废水中污染物砷的指标含量最高,因此,将砷作为预测因子,废水中砷浓度为27.0 mg/L。 同时采集了氯化钠沉淀池下的地下水样品,测得地下水中砷的含量为19.5 mg/L,远超地下水质量Ⅲ类标准限值(0.01 mg/L)。

1 研究方法

1.1 概念模型

本项目研究氯化钠沉淀池废水长期发生渗漏的情形,池体为半地下结构,池底埋深0.5 m。 因此,包气带厚度2.0 m,由50 cm 砂质壤土和150 cm 砂质粘土组成。

1.2 数学模型

1.2.1 水流模型

Hydrus-1D 使用Richard 方程描述一维水流运动:

式中:h——压力水头,cm;θ——体积含水率,cm3/cm3;t——时 间,d;S——源 汇 项,cm3/(cm3·d);α——水流方向与纵轴夹角,本案例中,α=0;K(h)——非饱和渗透系数,cm/d。

对于上述方程中土壤水分特征参数的计算,本研究选用Hydrus-1D 中的Van Genuchten 模型(VG 模型),不考虑水流运动的滞后现象。

1.2.2 溶质运移模型

Hydrus-1D 中使用经典的对流-弥散方程描述一维溶质运移:

式中:c——溶质液相浓度,mg/cm3;s——溶质固相浓度,mg/mg;D——弥散系数,cm2/d;q——体积流动通量密度,cm/d;φ——源汇项,mg/(cm3·d)。

本案例模拟砷的溶质运移过程,只考虑线性平衡等温吸附作用,忽略砷在气相中的扩散。

1.2.3 水流运动模型参数设置

本研究利用Hydrus-D 软件建立模型,模拟氯化钠沉淀池中废水持续渗漏对地下水的影响。模型设定的时间单位为d,质量单位为mg,长度单位为cm。 地块的生产经营活动持续10 a,因此,将模拟时间设定为10 a。

地块包气带的岩性为砂质壤土(50 cm)、砂质粘土(150 cm)。 使用Hydrus-1D 水流模块中自带的相关参数作为本次模拟的参数值,具体见表1:

表1 土壤水分运动参数

本案例中,模拟的是氯化钠沉淀池废水长期发生泄露,因此,在水流模型中上边界选择定通量边界,设定通量为0.8 cm/d,下边界为自由排水边界。

整个土壤剖面初始压力水头从地下水位处到地表为0~100 cm,由于在连续入渗过程中,水流运动会在较短时间内达到稳定状态,故初始条件的设定不会对最终结果产生很大影响[10-11]。

1.2.4 溶质运移模型参数设置

主要参数从相关文献[12-16]获得。 主要溶质运移参数见表2:

表2 溶质运移参数

溶质运移模型的上边界设定为持续释放污染物的定浓度通量边界(浓度为27.0 mg/L),下边界设定为零浓度梯度边界。 不考虑土壤中砷的背景值,因此模型中设定砷初始浓度为0 mg/L。

1.2.5 土壤剖分

按照场地资料,垂向上将包气带剖分为100 格,每2 cm 一格。 包气带岩性为砂质壤土(0~50 cm),砂质粘土(50~200 cm)。 在剖面上的N1(0 cm)、N2(50 cm)、N3(100 cm)、N4(200 cm)设置观测点。

2 结果与讨论

2.1 模型验证

将场地实测的氯化钠沉淀池废水中的砷浓度(27.0 mg/L)作为污染源强输入,根据上述模型的参数设置运行模型。 泄漏发生后,氯化钠沉淀池废水向下迁移形成垂向污染晕。 随着废水不断下渗,污染物的累积速度超过土壤的自净速度和容纳能力,土壤中污染深度和污染物浓度均不断增加[17]。

由图1 可知,地下水面处在渗漏发生35 d 后开始接收到砷,在199 d 浓度为0.01 mg/L,1 241 d达到浓度最大值19.6 mg/L。 模拟结果与实测地下水中砷的浓度基本一致。

图1 观测点砷浓度-时间曲线

为了进一步验证模型的可靠性,将实测的土壤中污染物浓度采用土壤-水分分配模型计算得到污染物在土壤淋溶液中的浓度,计算方法见文献[18]。 计算得到的50 cm 和150 cm 深度处的土壤溶液浓度与模型中的观测点N1 和N3 的模拟值对比,结果如表3 所示。

图2 砷在不同模拟时间的垂向浓度分布

表3 模型验证

发现计算值与模拟值较吻合,因此,认为模型的仿真度较高,模型的结构与参数设置符合实际情况,可以用于模拟土壤垂向水流运动和溶质运移,其模拟结果能够应用于评价非饱和带对砷的截留能力。

本地块的包气带厚度较薄,岩性由砂质壤土和砂质粘土组成,按照文献[3]的计算方法,计算得到的折减系数为19.6/27.0=0.726,折减率为0.274,说明在现有条件下,包气带的截污能力一般。

2.2 地块砷迁移模拟

由于地块内的氯化钠沉淀池的泄露,地块地下水已受到污染,如不采取相关措施,将使得地下水污染范围进一步扩大。 基于已建立的数值模型,设计不同的情形进行模拟,以获得不同情况下的地下水污染情况,为后期的地下水污染管控或修复提供依据。

以上述的基本情景为基础,从改变地下水污染源强和改变包气带结构两个角度进行情景设计。 改变污染源强:情景一,设计污染源强增大一倍,达到54 mg/L;情景二,设计污染源强减小一半,达到13.5 mg/L;情景三,设计0~1 800 d 的砷渗漏浓度与基本情景一致(27.0 mg/L),1 800~3 600 d 的砷渗漏浓度为0 mg/L。

改变非饱和带土层性质:情景四,设计污染源强、渗漏时长与基本情景一致,上层砂质壤土变为粘土;情景五,设计污染源强、渗漏时长与基本情景一致,下层砂质粘土变为粘土;情景六,设计污染源强、渗漏时长与基本情景一致,上、下层均变为粘土。

具体的粘土参数见表4:

表4 粘土水分运动和溶质运移参数

情景一中,潜水面处砷在1 302 d 达到稳定,浓度最大为39.17 mg/L,相比于基本情景,地下水中砷浓度增大了1.00 倍,达到稳定的时间稍有延长。

情景二中,潜水面处砷在1 485 d 达到稳定,浓度最大为9.814 mg/L,相比于基本情景,地下水中砷浓度减小了0.50 倍,达到稳定的时间延长了243 d。

情景三中,潜水面处砷在1 485 d 达到稳定,浓度最大为19.6 mg/L,与基本情景一致。 砷的泄露停止后,地下水中砷浓度逐渐减小,在3 298 d 浓度达到0.01 mg/L,低于地下水质量标准Ⅲ类限值。

由情景一和情景二可以发现,污染源强的增大或减小,地下水接收到的砷浓度也按相应比例变化,非饱和带对砷的截污能力不随着污染源强的变化而变化。 这是因为模型设定的水文地质条件和污染物并没有发生改变。 在情景三中,将氯化钠沉淀池的废水替换为不含污染物的清水,潜水面处的砷浓度将在1 498 d 后下降到0.01 mg/L 以下。

情景四中,潜水面处砷在2 164 d 达到稳定,浓度最大为6.87 mg/L,相比于基本情景,地下水中砷浓度减小了65%,达到稳定的时间延长了923 d。

情景五中,潜水面处砷在3 499 d 达到稳定,浓度最大为0.84 mg/L,相比于基本情景,地下水中砷浓度减小了95.8%,达到稳定的时间延长了2 258 d。

情景六中,潜水面处砷在3 587 d 达到稳定,浓度最大为0.29 mg/L,相比于基本情景,地下水中砷浓度减小了98.6%,达到稳定的时间延长了2 346 d。

由情景四、情景五、情景六可以发现,在污染源强相同的情况下,非饱和带土层性质的改变,对到达潜水面处的砷浓度影响显著。 这是因为粘土的渗透系数较低,吸附性较强,用粘土替换砂质壤土和砂质粘土可以显著提高非饱和带对砷的截留能力,减小进入含水层中的污染物浓度。

图3 不同污染源强下砷浓度-时间曲线

图4 不同非饱和带土层性质下砷浓度-时间曲线

3 结论与建议

本研究利用Hydrus-1D 软件对某医药原料遗留污染地块的氯化钠沉淀池废水中砷在的运移进行模拟,模型能够较好地模拟砷在土壤中的分布和随时间变化的趋势,模型具有较好的仿真度,可以用于模拟渗漏废水中砷在非饱和带中的运移规律。 根据模拟结果,得到以下几点结论:

(1)地下水面处在渗漏发生35 d 后开始接收到砷,在199 d 浓度为0.01 mg/L,1 241 d 达到浓度最大值19.6 mg/L。 计算得到该位置非饱和带对砷的折减率为0.274,在现有条件下,包气带的截污能力一般。

(2)污染源强增大或减小,地下水接收到的砷浓度也成比例变化,非饱和带对砷的截污能力不随着污染源强的变化而变化。 若氯化钠沉淀池内的废水中砷浓度为0,随着渗漏的持续,地下水中砷浓度逐渐减小,将在1 498 d 后满足地下水质量Ⅲ类标准。

(3)用粘土替换原土层岩性,可以使进入地下水的砷浓度显著减小,大大提高非饱和带对砷的截留能力。

(4)非饱和带对污染物的向下迁移起到一定的截留作用,但不能对污染物进行无限制地阻截。企业运营过程中应加强事前预防,如对池底底部进行粘土换填、夯实或加铺防渗层等,在发现污染物渗漏后应及时采取清理污染源等应急措施。

(5)本次建立的模型只考虑了对流、弥散、吸附作用对污染物扩散的影响,而忽略了生物降解和化学反应等作用对污染物迁移转化的影响,因此,后续的研究应尽量考虑更多的影响因素;此外模型的参数选取参考了部分经验值和默认值,后续研究应尽量选择真实可靠的实测参数。