潘明浩 ，時(shí) 健 ，左 銳 ，趙 曉 ，劉嘉蔚 ，薛鎮(zhèn)坤 ，王金生 ，胡立堂

（1.北京師范大學(xué)水科學(xué)研究院，北京 100875；2.地下水污染控制與修復(fù)教育部工程研究中心，北京 100875）

輕質(zhì)非水相液體（Light Non-Aqueous Phase Liquid，LNAPL）是土壤及地下水環(huán)境中有機(jī)污染問(wèn)題的重要來(lái)源，往往具有持續(xù)危害性[1-2]。土壤包氣帶是LNAPL下滲遷移過(guò)程中的重要通道[3]，其含水量、氧化還原條件等隨土壤深度變化，使得LNAPL在包氣帶中的多相流遷移行為變得較為復(fù)雜[4-5]。一般認(rèn)為，LNAPL進(jìn)入包氣帶后首先以垂向遷移為主，到達(dá)地下水位上方的毛細(xì)帶后將在毛細(xì)力作用下驅(qū)替孔隙水，發(fā)生側(cè)向遷移擴(kuò)展[6-8]。LNAPL在包氣帶中的遷移行為受黏度、密度等流體性質(zhì)的控制[9-10]以及介質(zhì)巖性、地下水位波動(dòng)等外部因素的影響[7,11]，其中非均質(zhì)性（如透鏡體、非均質(zhì)夾層、裂隙等）[12-13]以及水動(dòng)力條件[14-15]在很大程度上將影響LNAPL的遷移規(guī)律和相態(tài)分布特征。

國(guó)內(nèi)外學(xué)者廣泛采用物理模型試驗(yàn)或數(shù)值模擬方法探究包氣帶內(nèi)的LNAPL遷移過(guò)程。非均質(zhì)條件下的介質(zhì)含水率差異以及毛細(xì)力作用均被認(rèn)為是控制LNAPL遷移規(guī)律的重要因素。Schroth[16]在通過(guò)砂箱實(shí)驗(yàn)探究LNAPL在非均質(zhì)包氣帶中的遷移過(guò)程時(shí)發(fā)現(xiàn)含水量對(duì)LNAPL分布存在顯著影響。束善治等[7]、陶佳輝等[17]則通過(guò)數(shù)值模擬探究不同地層結(jié)構(gòu)中LNAPL的遷移過(guò)程，發(fā)現(xiàn)介質(zhì)含水率差異決定了非均質(zhì)結(jié)構(gòu)對(duì)LNAPL運(yùn)動(dòng)的阻礙或促進(jìn)作用。此外，Simantiraki[18]與Wipfler[19]分別運(yùn)用圖像分析與數(shù)值模擬手段分析LNAPL遷移過(guò)程，二者均認(rèn)為毛細(xì)力是污染物遷移過(guò)程的重要控制因素，LNAPL垂向運(yùn)動(dòng)受阻可能與界面形成的毛細(xì)屏障有關(guān)。水位波動(dòng)是土壤及地下水污染問(wèn)題中的另一關(guān)鍵因素，對(duì)于LNAPL污染物而言，水位波動(dòng)將顯著影響氣-水-LNAPL三相之間的相互驅(qū)替，進(jìn)而改變污染物遷移及相態(tài)分布過(guò)程[20]。羅凌云[11]通過(guò)實(shí)驗(yàn)探究水位波動(dòng)條件下柴油進(jìn)入包氣帶的遷移行為時(shí)，發(fā)現(xiàn)LNAPL在水位上升時(shí)將會(huì)優(yōu)先驅(qū)替多孔介質(zhì)中的氣體，在水位下降時(shí)則將優(yōu)先驅(qū)替水相；楊明星[15]結(jié)合實(shí)驗(yàn)及數(shù)值模擬手段對(duì)石油組分在水位波動(dòng)帶內(nèi)分異演化機(jī)理進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)污染物在水位波動(dòng)條件下受“界面效應(yīng)”影響，趨向于滯留在較低滲透性的介質(zhì)中，水位波動(dòng)將加劇LNAPL吸附、溶解等過(guò)程并使其對(duì)水的驅(qū)替過(guò)程減弱。因此可以說(shuō)，地下水位波動(dòng)將顯著影響LNAPL的遷移過(guò)程[21]。

為探究土壤包氣帶內(nèi)存在透鏡體結(jié)構(gòu)這一復(fù)雜環(huán)境條件下LNAPL的遷移過(guò)程及其相態(tài)分布，本文基于北京市通州區(qū)張家灣包氣帶試驗(yàn)基地的場(chǎng)地狀況及其地下水位波動(dòng)背景，采用TOUGH2（transport of unsaturated groundwater and heat）程序的TMVOC模塊進(jìn)行算例研究，構(gòu)建二維非均質(zhì)剖面中LNAPL入滲遷移的多相流模型，以透鏡體介質(zhì)巖性、地下水位波動(dòng)作為共同影響因素，模擬非均質(zhì)包氣帶內(nèi)LNAPL的遷移規(guī)律、分布特征及揮發(fā)過(guò)程，以期為復(fù)雜條件下的石油污染場(chǎng)地修復(fù)提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 模型背景

TOUGH2程序可用于模擬多孔介質(zhì)中的地下水流、非等溫?zé)崃窟\(yùn)移等多相流過(guò)程[22]，TMVOC模塊是該程序后續(xù)版本中用于模擬NAPLs在飽和-非飽和介質(zhì)中遷移、VOCs（揮發(fā)性有機(jī)污染物）溶解與揮發(fā)等過(guò)程的模塊[23]，采用積分有限差分法進(jìn)行模擬區(qū)域的空間離散[24]。

通州區(qū)為北京城市副中心，近年來(lái)該地區(qū)地下水位總體呈上升趨勢(shì)，但伴有水位的持續(xù)波動(dòng)。在水位波動(dòng)背景下，其土壤地下水中有機(jī)物污染問(wèn)題愈發(fā)受到關(guān)注。通州區(qū)張家灣包氣帶試驗(yàn)基地位于永定河與潮白河沖洪積扇中下部的交匯地帶，屬于第四系沉積地層，其上部地層巖性主要包括細(xì)砂、粉細(xì)砂、中砂等，場(chǎng)地介質(zhì)非均質(zhì)性較強(qiáng)且局部存在厚度為幾厘米至幾十厘米不等的微觀非均質(zhì)透鏡體結(jié)構(gòu)。在此基礎(chǔ)上，本文設(shè)計(jì)包氣帶內(nèi)存在透鏡體的非均質(zhì)地層結(jié)構(gòu)，假定LNAPL污染物由近地表泄漏，采用TMOVC模塊建立XZ方向的二維剖面數(shù)值模型。如圖1所示，模型尺寸為90 cm×10 cm×110 cm，其中X方向剖分為18列網(wǎng)格，Z方向剖分為22層網(wǎng)格，網(wǎng)格水平及垂直間距均為5 cm。透鏡體區(qū)域坐標(biāo)范圍為X=30～60 cm；Z=-70～-75 cm，LNAPL泄漏源坐標(biāo)范圍為X=40～50 cm；Z=0～-5 cm。此外，模型共設(shè)置6個(gè)觀察點(diǎn)用于觀察透鏡體周?chē)腖NAPL運(yùn)移狀況。

圖1 概念模型示意圖Fig.1 Schematic diagram of the conceptual model

1.2 模型參數(shù)

本文采用中砂介質(zhì)作為包氣帶內(nèi)的主要介質(zhì)，分別采用細(xì)砂及粗砂作為透鏡體介質(zhì)。采用Stone模型作為相對(duì)滲透率函數(shù)，其中Swr為水相殘余飽和度；Snr為NAPL相殘余飽和度；Sgr為氣相殘余飽和度；n為擬合參數(shù)。采用van Genuchten模型作為毛細(xì)壓力函數(shù)，其中m=1-1/n；Slr為液相殘余飽和度；Sls為飽和液相的飽和度；P0為進(jìn)氣值；Pmax為最大進(jìn)氣壓力值。介質(zhì)相關(guān)各參數(shù)如表1所示。

表1 介質(zhì)相關(guān)參數(shù)[17,25-26]Table 1 Medium-relevant parameters

苯系物（BTEX）是較為常見(jiàn)的LNAPL污染物[27]，本文采用甲苯作為算例中的LNAPL污染物，考慮甲苯的揮發(fā)及溶解等相態(tài)傳質(zhì)過(guò)程，相關(guān)參數(shù)如表2所示。模型在等溫模式下運(yùn)行，溫度恒定為25 ℃。

表2 甲苯相關(guān)參數(shù)[24]Table 2 Toluene-relevant parameters

1.3 邊界條件及初始條件

模型頂部單元格設(shè)定為大氣邊界（Dirichlet邊界），垂向范圍為Z=0～5 cm，壓力值恒定為大氣壓1.013×105Pa，氣體飽和度為0.99。模型底部一層單元格為定壓Dirichlet邊界，其深度范圍Z=-100～-105 cm，初始?jí)毫χ蛋凑盏叵滤?100 cm計(jì)算并設(shè)定為1.017 9×105Pa。模型構(gòu)建完成后首先計(jì)算得到初始水分分布，圖2所示分別為中砂介質(zhì)包氣帶內(nèi)存在細(xì)砂、粗砂透鏡體時(shí)模型中的初始水分分布情況。

圖2 各透鏡體模型中的含水率變化規(guī)律Fig.2 Variation pattern of water content in each model

2 結(jié)果與討論

2.1 不同巖性透鏡體條件下自由相遷移分布

本節(jié)設(shè)計(jì)包氣帶內(nèi)存在細(xì)砂、粗砂透鏡體兩種模型算例，分別以L(fǎng)NAPL飽和度SNAPL、LNAPL在水相中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)x(aq)作為表征自由相、溶解相分布的定量指標(biāo)，分析水位恒定時(shí)LNAPL在包氣帶內(nèi)的遷移分布。LNAPL釋放時(shí)間為0～180 min，釋放速率為4.483 mL/min。圖3及圖4分別代表包氣帶內(nèi)存在細(xì)砂、粗砂透鏡體時(shí)LNAPL的遷移過(guò)程。

圖3 細(xì)砂透鏡體中不同時(shí)刻LNAPL飽和度分布Fig.3 Distribution of LNAPL saturation at different moments in the fine-sand lens model

圖4 粗砂透鏡體中不同時(shí)刻LNAPL飽和度分布Fig.4 Distribution of LNAPL saturation at different moments in the coarse-sand lens model

對(duì)于細(xì)砂透鏡體模型，LNAPL遷移到達(dá)透鏡體上方時(shí)存在明顯的蓄積和橫向擴(kuò)展現(xiàn)象，180 min前透鏡體兩側(cè)SNAPL幾乎為0，且透鏡體上方（觀察點(diǎn)2）及下方（觀察點(diǎn)5）SNAPL相對(duì)較大，表明部分LNAPL已優(yōu)先以“穿過(guò)透鏡體”形式向下遷移。對(duì)于粗砂透鏡體模型，LNAPL更多以垂向遷移為主，表現(xiàn)為150 min時(shí)LNAPL分布深度超過(guò)細(xì)砂模型約17%，105～180 min時(shí)LNAPL在透鏡體下方發(fā)生橫向擴(kuò)展。污染物釋放階段的模擬結(jié)果表明，粗砂透鏡體成為L(zhǎng)NAPL垂向遷移的“優(yōu)勢(shì)通道”，細(xì)砂透鏡體則表現(xiàn)出對(duì)LNAPL垂向運(yùn)動(dòng)的阻礙，蓄積于透鏡體上方的LNAPL，在其橫向擴(kuò)展超過(guò)透鏡體寬度之前以“穿過(guò)透鏡體”為主。上述不同的遷移過(guò)程與介質(zhì)參數(shù)及含水率差異存在較大聯(lián)系：由于水-氣-NAPL三相體系中，NAPL驅(qū)替水相、氣相發(fā)生運(yùn)移的難易程度與NAPL/水界面的進(jìn)氣壓力值密切相關(guān)[7,28]，故粗砂介質(zhì)相對(duì)較小的進(jìn)氣壓力值Pmax（表1）決定了LNAPL更容易驅(qū)替粗砂介質(zhì)中的水相、氣相，因此LNAPL到達(dá)粗砂透鏡體附近時(shí)具有更強(qiáng)的遷移能力。其次，細(xì)砂介質(zhì)較強(qiáng)的持水性顯著改變包氣帶內(nèi)水分分布，水分占據(jù)孔隙空間使細(xì)砂透鏡體對(duì)LNAPL垂向遷移表現(xiàn)出一定阻礙作用；而粗砂透鏡體則使-70～-90 cm深度范圍內(nèi)的含水率變化更加顯著，促使LNAPL在透鏡體及其下方發(fā)生顯著的橫向擴(kuò)展。

污染物停止釋放（180 min）后，粗砂透鏡體模型中LNAPL遷移過(guò)程與釋放階段一致，而對(duì)于細(xì)砂透鏡體模型，180～200 min內(nèi)透鏡體兩側(cè)4個(gè)觀察點(diǎn)中SNAPL均呈現(xiàn)“迅速上升-逐漸降低”規(guī)律（圖5），表明LNAPL橫向擴(kuò)展超過(guò)細(xì)砂透鏡體寬度后將轉(zhuǎn)而主要以“繞流”形式運(yùn)移，釋放停止約5.8 h后透鏡體上方污染物橫向擴(kuò)展范圍逐漸減小，“繞流”減弱。

圖5 細(xì)砂透鏡體周?chē)饔^察點(diǎn)SNAPL對(duì)比（0～360 min）Fig.5 Comparison of SNAPL at each observation point around the fine-sand lens (0～360 min)

就污染物分布狀況而言，180 min后兩模型-85 cm深度以下的LNAPL橫向擴(kuò)展情況趨于一致，且兩透鏡體模型在該深度范圍內(nèi)的含水率分布規(guī)律一致（圖2），故可推斷包氣帶內(nèi)的含水率分布規(guī)律是控制LNAPL分布形態(tài)的主要因素。透鏡體巖性差異亦將影響兩模型中的LNAPL分布：由于細(xì)砂介質(zhì)孔隙度較大且滲透性較差，10～24 h部分LNAPL在透鏡體內(nèi)部產(chǎn)生滯留現(xiàn)象；而粗砂介質(zhì)較好的滲透性則決定了其對(duì)污染物的滯留能力較差，大部分LNAPL集中分布于透鏡體下方。模擬至24 h時(shí)，粗砂透鏡體模型中污染物分布深度范圍相比細(xì)砂透鏡體模型小28.5%，包氣帶內(nèi)LNAPL分布面積（約1 950 cm2）相比細(xì)砂透鏡體模型（約2 300 cm2）小15.2%。

2.2 水位波動(dòng)條件下自由相遷移分布

各種原因造成的地下水補(bǔ)排不平衡將導(dǎo)致水位短時(shí)波動(dòng)（如地表水-地下水相互轉(zhuǎn)化、降水入滲等[29]），使包氣帶內(nèi)LNAPL遷移分布狀況復(fù)雜化[15]。本節(jié)以細(xì)砂、粗砂透鏡體模型作為水位波動(dòng)算例基礎(chǔ)，保持LNAPL瞬時(shí)釋放（4.483 mL/min，釋放180 min），通過(guò)下層18個(gè)網(wǎng)格作為控制水位波動(dòng)的源匯項(xiàng)，在250 min時(shí)控制水位由-100 cm升至-80 cm，并于12 h時(shí)恢復(fù)至-100 cm。圖6(a)、(b)分別代表水位波動(dòng)條件下細(xì)砂、粗砂透鏡體模型中LNAPL遷移分布。

圖6 地下水位波動(dòng)情景中不同時(shí)刻LNAPL飽和度分布Fig.6 Distribution of LNAPL saturation at different moments in the water table fluctuation scenario

對(duì)于細(xì)砂透鏡體模型，水位上升階段污染物在浮力作用下向上抬升，至12 h時(shí)LNAPL主要分布于透鏡體上方并呈連續(xù)池狀（Pool）[30]，此時(shí)透鏡體上方（觀察點(diǎn)2）SNAPL相比水位恒定時(shí)上升0.15。同時(shí)，水位升高使LNAPL遷移過(guò)程發(fā)生顯著變化，圖7所示為100 min至24 h內(nèi)透鏡體上方（觀察點(diǎn)2）、下方（觀察點(diǎn)5）以及透鏡體內(nèi)部SNAPL變化狀況，對(duì)比可知，水位升高時(shí)細(xì)砂透鏡體內(nèi)部SNAPL相比水位恒定情景減小0.13～0.20，透鏡體兩側(cè)SNAPL平均值相比水位恒定時(shí)增大257%～386%，表明水位升高時(shí)LNAPL將主要以“繞流”形式在包氣帶內(nèi)運(yùn)動(dòng)，其原因?yàn)樗簧邥r(shí)細(xì)砂透鏡體含水率增大至35.8%，更加顯著的透鏡體高含水率特征導(dǎo)致其對(duì)LNAPL遷移的阻礙作用增強(qiáng)。

圖7 水位恒定與波動(dòng)條件下細(xì)砂透鏡體附近SNAPL對(duì)比Fig.7 Comparison of SNAPL near the fine-sand lens under the stationary and fluctuating water table conditions

水位降低時(shí)（12～24 h）包氣帶內(nèi)含水率分布恢復(fù)為水位波動(dòng)前狀況，已大范圍橫向擴(kuò)展的LNAPL在重力作用下向下遷移，故18 h后透鏡體內(nèi)部及其周?chē)鶶NAPL變?yōu)榕c水位恒定情景一致（圖7）。經(jīng)水位波動(dòng)，-60～-80 cm深度內(nèi)LNAPL分布范圍大幅增加，導(dǎo)致包氣帶內(nèi)LNAPL分布面積相比水位恒定情景中增大約51%。此外，24 h時(shí)部分LNAPL蓄積于地下水位以上呈透鏡體狀，其橫向分布范圍、SNAPL最大值相比水位恒定時(shí)分別增大12.5%、5.6%，表明水位開(kāi)始降低時(shí)部分LNAPL仍以“繞流”形式運(yùn)動(dòng)，由此造成更多污染物向下部區(qū)域遷移。

對(duì)于粗砂透鏡體模型，水位升高時(shí)大部分LNAPL分布于透鏡體內(nèi)部及上方，結(jié)合圖8可知，250 min后粗砂透鏡體內(nèi)部及其上方SNAPL均出現(xiàn)上升，透鏡體內(nèi)部SNAPL相比水位恒定時(shí)平均增大0.19，其原因?yàn)椋核簧呤雇哥R體進(jìn)一步成為L(zhǎng)NAPL遷移分布過(guò)程的相對(duì)“優(yōu)勢(shì)空間”。此外，水位升高時(shí)透鏡體兩側(cè)SNAPL相比水位恒定時(shí)平均增大0.13～0.16，表明水位抬升使LNAPL轉(zhuǎn)為在透鏡體區(qū)域發(fā)生橫向遷移，透鏡體所處的-70～-75 cm深度內(nèi)污染物橫向擴(kuò)展范圍相對(duì)增大約64.3 cm。

圖8 水位恒定與波動(dòng)條件下粗砂透鏡體附近SNAPL對(duì)比Fig.8 Comparison of SNAPL near the coarse-sand lensunder the stationary and fluctuating water table conditions

水位降低過(guò)程中，粗砂透鏡體內(nèi)部及其上方聚集的LNAPL向透鏡體下方遷移，至24 h時(shí)同樣在地下水位附近蓄積形成LNAPL污染暈。經(jīng)歷水位波動(dòng)后，該模型包氣帶內(nèi)污染物分布面積相較水位恒定時(shí)增大約63%，對(duì)比細(xì)砂透鏡體模型可知，水位波動(dòng)對(duì)粗砂透鏡體模型中污染物分布的影響更加顯著。

2.3 溶解相分布特征

以L(fǎng)NAPL在水相中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)x(aq)作為表征LNAPL溶解相分布特征的定量指標(biāo)，圖9（a）（b）分別代表水位恒定時(shí)，兩種透鏡體模型中溶解相LNAPL的分布變化情況。LNAPL釋放階段兩模型中溶解相分布差異主要體現(xiàn)在透鏡體附近，細(xì)砂透鏡體模型觀察點(diǎn)1、3中x(aq)平均值均為6.98×10-5，相比粗砂透鏡體模型高81%。其次，由于粗砂透鏡體的“優(yōu)勢(shì)通道”作用以及粗砂較好的滲透性，至180 min時(shí)粗砂透鏡體下方的溶解相分布面積相比細(xì)砂透鏡體大46%左右。釋放結(jié)束后，隨自由相的遷移，兩模型內(nèi)溶解相均出現(xiàn)較大擴(kuò)展，至24 h時(shí)細(xì)砂透鏡體模型包氣帶內(nèi)溶解相分布面積（約2 600 cm2）相比粗砂透鏡體模型（約2 150 cm2）大20.9%。上述結(jié)果表明，兩模型包氣帶內(nèi)溶解相的分布規(guī)律均與自由相一致，但其分布范圍的差異相比自由相表現(xiàn)得更為顯著。

圖9 細(xì)砂、粗砂透鏡體中不同時(shí)刻LNAPL在水相中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)x(aq)Fig.9 Distribution of x(aq) at different moments in the fine sand-lens model

地下水位波動(dòng)條件下，溶解相分布特征亦與自由相LNAPL密切相關(guān)，水位升高時(shí)兩模型中自由相均集中分布于-70～-85 cm，由此使該深度成為水位波動(dòng)條件下溶解相分布最廣泛的區(qū)域。水位波動(dòng)使溶解相分布狀況趨于一致：12 h時(shí)兩模型在-60 cm以下的溶解相分布面積僅相差約100 cm2，至24 h時(shí)兩模型的溶解相分布差異僅體現(xiàn)在包氣帶上部。

2.4 LNAPL揮發(fā)過(guò)程

LNAPL通過(guò)質(zhì)量交換進(jìn)入氣相，將以揮發(fā)方式向上穿過(guò)包氣帶到達(dá)地表[31]，本節(jié)通過(guò)模型頂部單元格計(jì)算得到的平均氣相VOC通量數(shù)據(jù)表征LNAPL揮發(fā)，圖10及圖11所示分別為水位恒定、水位波動(dòng)條件下兩模型中揮發(fā)通量的變化情況。

圖10 不同透鏡體模型中LNAPL揮發(fā)通量對(duì)比Fig.10 Comparison of LNAPL volatile flux in each lens structure model

圖11 不同水位情景中LNAPL揮發(fā)通量對(duì)比Fig.11 Comparison of LNAPL volatile flux in different water table scenarios

水位恒定時(shí)，由于污染物橫向擴(kuò)展阻礙了氣體-LNAPL質(zhì)量交換，因此兩模型中揮發(fā)通量在此階段均呈降低趨勢(shì)（圖10）。此階段兩模型揮發(fā)過(guò)程存在一定區(qū)別：結(jié)合圖3、圖4對(duì)比揮發(fā)通量可知，由于粗砂透鏡體對(duì)LNAPL垂向運(yùn)動(dòng)呈“優(yōu)勢(shì)通道”作用，透鏡體下方污染物分布范圍更大，故粗砂透鏡體模型中溶解過(guò)程更顯著，其揮發(fā)通量平均值（1.40×10-6mol/(s·m2)）相比細(xì)砂模型（1.53×10-6mol/(s·m2)）小8.5%。LNAPL釋放停止后，兩模型中揮發(fā)過(guò)程均呈現(xiàn)出“先減弱-后增強(qiáng)”趨勢(shì)，并在23 h左右達(dá)到峰值（1.3×10-6mol/(s·m2)）。結(jié)合氣體質(zhì)點(diǎn)方向分析，釋放停止后包氣帶上部的LNAPL對(duì)水、氣驅(qū)替減緩，部分氣體快速向原LNAPL下滲路徑上運(yùn)動(dòng)，填補(bǔ)多孔介質(zhì)中LNAPL減少所產(chǎn)生的“空缺”，且由于180 min后包氣帶下部的LNAPL分布范圍擴(kuò)大，故揮發(fā)通量上升。

地下水位波動(dòng)時(shí)，由于水位抬升打破飽和帶內(nèi)原有的三相平衡狀態(tài)，且水位升高時(shí)LNAPL將優(yōu)先驅(qū)替多孔介質(zhì)內(nèi)的氣體[11]，故水位開(kāi)始抬升時(shí)細(xì)砂、粗砂透鏡體模型中揮發(fā)通量分別迅速上升至9.64×10-6mol/(s·m2)、1.09×10-5mol/(s·m2)，此時(shí)分別于細(xì)砂透鏡體兩側(cè)、粗砂透鏡體上部觀察到揮發(fā)通量快速增大，部分LNAPL迅速以氣相形態(tài)向上逸散。揮發(fā)通量快速到達(dá)峰值后，由于兩模型中LNAPL均在透鏡體區(qū)域橫向擴(kuò)展，阻礙了氣體-LNAPL質(zhì)量交換過(guò)程，故此后模型中揮發(fā)通量呈逐漸降低趨勢(shì)。兩透鏡體模型在水位上升階段（250 min至12 h）的平均揮發(fā)通量相比水位恒定時(shí)分別增大124%、126%，表明水位上升將大幅增強(qiáng)LNAPL的揮發(fā)過(guò)程。水位降低時(shí)兩模型的揮發(fā)通量均出現(xiàn)小幅度波動(dòng)，結(jié)合氣體質(zhì)點(diǎn)運(yùn)動(dòng)方向分析，隨著水位降低，模型下部介質(zhì)孔隙內(nèi)LNAPL及水分均向下遷移，模型上部揮發(fā)相隨之轉(zhuǎn)為向下部運(yùn)動(dòng)，故模型上部揮發(fā)通量均有所降低。

3 結(jié)論

（1）地下水位恒定時(shí)，介質(zhì)含水率差異導(dǎo)致粗砂透鏡體表現(xiàn)出對(duì)LNAPL垂向遷移的“優(yōu)勢(shì)通道”作用，細(xì)砂透鏡體則起不完全阻礙作用，使LNAPL呈現(xiàn)“蓄積穿透-橫向擴(kuò)展-繞流”遷移過(guò)程。細(xì)砂、粗砂透鏡體模型中LNAPL主要分布于透鏡體內(nèi)部、下方，兩模型包氣帶內(nèi)污染物分布面積相差約15.2%。

（2）地下水位波動(dòng)將使粗砂透鏡體進(jìn)一步成為L(zhǎng)NAPL遷移分布的“優(yōu)勢(shì)空間”，而其導(dǎo)致的細(xì)砂透鏡體含水率變化則使“繞流”顯著增強(qiáng)。水位波動(dòng)使-60～-80 cm深度內(nèi)LNAPL分布范圍大幅增加，細(xì)砂、粗砂模型包氣帶內(nèi)LNAPL分布面積相比水位恒定情景分別增大51%、63%。

（3）溶解相分布規(guī)律與自由相遷移密切相關(guān)，水位恒定時(shí)兩模型中溶解相分布差異主要體現(xiàn)在透鏡體附近，至24 h時(shí)溶解相分布面積相差20.9%，地下水位波動(dòng)則使該差距顯著減小至約100 cm2。

（4）氣體-LNAPL接觸條件、LNAPL分布狀況決定LNAPL揮發(fā)強(qiáng)度變化，兩模型中揮發(fā)強(qiáng)度變化均呈“先減弱-后增強(qiáng)”趨勢(shì)，前180 min粗砂透鏡體模型平均揮發(fā)量相比細(xì)砂透鏡體模型小8.5%。水位波動(dòng)使包氣帶內(nèi)三相平衡狀態(tài)受擾動(dòng)，主要表現(xiàn)在水位抬升階段LNAPL揮發(fā)增強(qiáng)，該階段兩模型中平均揮發(fā)量相比水位恒定時(shí)分別增大124%、126%。