李書(shū)迪，謝湉,2*，張榮海,3，張芊，蘇麗麗，張德明，黃錦孫，周永信*

1.廣西博世科環(huán)?？萍脊煞萦邢薰?/p>

2.華南理工大學(xué)環(huán)境與能源學(xué)院

3.桂林理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院

隨著新型工業(yè)化推進(jìn)和產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)優(yōu)化，城市工業(yè)企業(yè)的停產(chǎn)和整體搬遷產(chǎn)生大量退役場(chǎng)地。根據(jù)《中華人民共和國(guó)土壤法》《污染地塊土壤環(huán)境管理辦法（試行）》及《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》等法律法規(guī)規(guī)定，該類場(chǎng)地再開(kāi)發(fā)利用前需進(jìn)行污染調(diào)查和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估工作。目前，對(duì)污染場(chǎng)地的研究主要集中在利用傳統(tǒng)方法開(kāi)展數(shù)值計(jì)算，分析場(chǎng)地污染程度及范圍，并評(píng)價(jià)污染風(fēng)險(xiǎn)。如倪碧珩等[1]運(yùn)用內(nèi)梅羅指數(shù)法評(píng)估某重金屬污染地塊的污染特征，采用健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型和克里金插值法研究土壤中污染物的三維空間健康風(fēng)險(xiǎn)分布；呂占祿等[2]采用單因子污染指數(shù)法、內(nèi)梅羅污染指數(shù)法和潛在生態(tài)危害指數(shù)法對(duì)燃煤電廠周邊土壤的環(huán)境質(zhì)量、重金屬污染程度以及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行綜合分析和評(píng)價(jià)；趙利剛等[3]對(duì)河南某化工廠鉻渣堆放場(chǎng)周邊土壤及地下水中的Cr6+濃度進(jìn)行監(jiān)測(cè)評(píng)價(jià)，確定了鉻渣堆場(chǎng)的污染范圍及程度。但對(duì)污染場(chǎng)地自身承受污染能力及污染物在場(chǎng)地中遷移規(guī)律和動(dòng)力學(xué)研究相對(duì)較少。

地下水脆弱性是指在自然條件下和外部條件影響下，地下水含水層受到污染的趨勢(shì)和可能性，反映了地下水環(huán)境的自我防護(hù)能力[4]。DRASTIC模型是評(píng)價(jià)區(qū)域和局部地下水脆弱性的有效方法之一，如Mallik等[5]采用DRASTIC模型評(píng)價(jià)區(qū)域地下水脆弱性，并修正傳統(tǒng)模型使其在局部尺度上更精確；Hu等[6]采用改進(jìn)的DRASTIC模型，對(duì)山東濰北平原淺層地下水的固有脆弱性進(jìn)行評(píng)價(jià)分析，發(fā)現(xiàn)脆弱性程度主要與評(píng)價(jià)區(qū)域至海岸的距離和含水層厚度有關(guān)；吳建強(qiáng)等[7]以DRASTIC模型為基礎(chǔ)評(píng)價(jià)上海市金山區(qū)地下水本質(zhì)脆弱性，并綜合考慮地表水系及地下工程2個(gè)特殊脆弱性指標(biāo)，發(fā)現(xiàn)通過(guò)二者疊加后得到的淺層地下水綜合脆弱性更能真實(shí)反映地下水脆弱性程度。脆弱性評(píng)價(jià)方法為地下水環(huán)境管理與污染防治提供科學(xué)依據(jù)及有力的技術(shù)支持[8]，尤其是對(duì)于人為活動(dòng)復(fù)雜的大型污染場(chǎng)地顯得更為重要，但相關(guān)研究卻鮮有報(bào)道。

筆者以西南地區(qū)某退役化工場(chǎng)地為研究對(duì)象，開(kāi)展場(chǎng)地地下水污染特征調(diào)查，通過(guò)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型、DRASTIC模型分別對(duì)研究區(qū)進(jìn)行人體健康風(fēng)險(xiǎn)及地下水脆弱性評(píng)價(jià)，探討典型污染物在地下水環(huán)境中的行為動(dòng)力學(xué)模式，以期為類似大型場(chǎng)地地下水環(huán)境管理及資源保護(hù)提供科學(xué)參考。

1 研究區(qū)與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

以西南地區(qū)某退役化工廠舊址為研究對(duì)象，該廠始建于1966年，2009年停止運(yùn)營(yíng)，主要生產(chǎn)車間包括聚氯乙烯廠和化合廠，產(chǎn)品主要包括聚氯乙烯樹(shù)脂粉、聚氯乙烯、甲胺磷、黃磷等，場(chǎng)地土壤和地下水存在嚴(yán)重的有機(jī)污染?；S地形較為平整，地形坡度小于2%。場(chǎng)地地層結(jié)構(gòu)主要由素填土、粉質(zhì)黏土、圓礫和泥巖組成，各層厚度分別為0～6.0、7.0～15.0、10.0～29.5 m，泥巖層未穿透。表層土壤介質(zhì)類型主要為粉質(zhì)壤土；包氣帶介質(zhì)以素填土、粉質(zhì)黏土為主，部分區(qū)域夾雜少量粉土、粉砂質(zhì)。其中，粉質(zhì)黏土層水平滲透系數(shù)為（20～250）×10-6cm/s，垂直滲透系數(shù)為（10～100）×10-6cm/s；卵礫石層滲透系數(shù)為2.98～21.02 m/d；泥巖相對(duì)隔水層水平滲透系數(shù)為0.5×10-6cm/s。場(chǎng)地地下水類型為第四系松散巖類孔隙水，主要賦存于卵礫石層，水位埋深為11.48～17.00 m (平均值為15.95 m)。地下水的垂向補(bǔ)給來(lái)源主要為大氣降水，整體自南向北流，排泄至場(chǎng)地北側(cè)河流。

1.2 研究方法

1.2.1 地下水污染特征調(diào)查

前期調(diào)查表明，場(chǎng)地地下水污染集中在原化合廠和原聚氯乙烯廠區(qū)域。根據(jù)HJ/T 164—2004《地下水環(huán)境監(jiān)測(cè)技術(shù)規(guī)范》要求，結(jié)合場(chǎng)地地下水的水流方向、地下水水位及污染情況，在研究區(qū)內(nèi)共布設(shè)26口地下水監(jiān)測(cè)井(圖1)，采用便攜氣囊式低流量采樣泵(QED MP50，美國(guó))慢速洗井和采樣，采樣深度為監(jiān)測(cè)井水位以下2、8和14 m，取平均值作為監(jiān)測(cè)井中樣品濃度。

圖 1 地下水調(diào)查采樣點(diǎn)分布Fig.1 Distribution of groundwater sampling points

地下水樣品采集后，加入HCl使pH≤2，使用棕色VOA玻璃瓶在4 ℃以下保存。地下水樣品中的揮發(fā)性有機(jī)污染物采用吹掃捕集/氣相色譜-質(zhì)譜法檢測(cè)，檢測(cè)儀器為氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀(Agilent，美國(guó))，配備DB-624極性石英毛細(xì)管色譜柱、AQUATek 100吹掃捕集進(jìn)樣器(Agilent，美國(guó))；進(jìn)樣口溫度為260 ℃，分流比為 10∶1，柱流量為 1 mL/min，傳輸線溫度為230 ℃。色譜柱升溫程序：初始柱溫為40 ℃，保持 3 min，以 20 ℃/min 升至 200 ℃，再以 10 ℃/min升至250 ℃，保持3 min，載氣為高純氦氣(99.999%)；電離能量69.9 eV，離子源溫度230 ℃，四級(jí)桿溫度150 ℃，采集模式為全掃描模式，溶劑延遲3 min；定量方法采用峰面積外標(biāo)法。地下水pH、溶解氧濃度、氧化還原電位、電導(dǎo)率采用便捷式水質(zhì)分析儀（HACH Q300HD，美國(guó)）現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定。

1.2.2 健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型

健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)是以風(fēng)險(xiǎn)可接受水平為評(píng)價(jià)指標(biāo)，將環(huán)境污染與人體健康聯(lián)系起來(lái)，定量描述污染對(duì)人體健康產(chǎn)生危害風(fēng)險(xiǎn)的方法，能夠客觀、科學(xué)地量化地下水污染對(duì)人體健康產(chǎn)生的潛在影響[9-11]。本研究健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)只考慮地下水中污染物對(duì)人體的致癌風(fēng)險(xiǎn)和危害商，暫不考慮場(chǎng)地污染土壤對(duì)人體的健康風(fēng)險(xiǎn)。采用HJ 25.3—2019《建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)導(dǎo)則》推薦的風(fēng)險(xiǎn)計(jì)算模型進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[12]。場(chǎng)地所在區(qū)域的地下水被禁止開(kāi)發(fā)利用，地下水不會(huì)被飲用，因此不考慮地下水飲用途徑。地下水的暴露途徑為吸入室內(nèi)空氣中來(lái)自地下水的氣態(tài)污染物途徑和吸入室外空氣中來(lái)自地下水的氣態(tài)污染物途徑。

1.2.2.1 吸入室外空氣中來(lái)自地下水的氣態(tài)污染物途徑健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型

單一污染物吸入室外空氣中來(lái)自地下水的氣態(tài)污染物途徑致癌風(fēng)險(xiǎn)(CRiov3，無(wú)量綱)的計(jì)算公式見(jiàn)式(1)～式(3)，其危害商(HQiov3，無(wú)量綱)計(jì)算公式見(jiàn)式(4)～式(6)。

式中：IOVERca3為吸入室外空氣中來(lái)自地下水的氣態(tài)污染物對(duì)應(yīng)的地下水暴露量(致癌風(fēng)險(xiǎn))，L/(kg·d)；Cgw為地下水中污染物濃度，mg/L；SF為呼吸吸入致癌斜率因子，(kg·d)/mg；VFgwoa為地下水中污染物擴(kuò)散進(jìn)入室外空氣的揮發(fā)因子，L/m3；DAIR為每日空氣呼吸量，兒童(DAIRc)取7.5 m3/d，成人(DAIRa)取 14.5 m3/d；EFO為室外暴露頻率，兒童(EFOc)取87.5 d/a，成人(EFOa)取87.5 d/a；ED為暴露周期，兒童(EDc)取6 a，成人(EDa)取24 a；BW為體重，兒童(BWc)取19.2 kg，成人(BWa)取61.8 kg；AT為平均暴露時(shí)間，致癌效應(yīng)平均時(shí)間(ATca)取27 740 d，非致癌效應(yīng)平均時(shí)間(ATnc)取2 190 d；IUR為呼吸吸入單位致癌因子，m3/mg；IOVERnc3為吸入室外空氣中來(lái)自地下水的氣態(tài)污染物對(duì)應(yīng)的地下水暴露量(非致癌風(fēng)險(xiǎn))，L/(kg·d)；WAF 為暴露于地下水的參考劑量分配比例，無(wú)量綱，取0.33；RfD為呼吸吸入?yún)⒖紕┝?，mg/(kg·d)；RfC為呼吸吸入?yún)⒖紳舛龋琺g/m3。

1.2.2.2 吸入室內(nèi)空氣中來(lái)自地下水的氣態(tài)污染物途徑健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型

單一污染物吸入室內(nèi)空氣中來(lái)自地下水的氣態(tài)污染物途徑致癌風(fēng)險(xiǎn)(CRiiv2)的計(jì)算公式見(jiàn)式(7)～式(8)，其危害商(HQiiv2)的計(jì)算公式見(jiàn)式(9)～式(10)。

式中：IIVERca2為吸入室內(nèi)空氣中來(lái)自地下水的氣態(tài)污染物對(duì)應(yīng)的地下水暴露量(致癌風(fēng)險(xiǎn))，L/(kg·d)；VFgwia為地下水中污染物擴(kuò)散進(jìn)入室內(nèi)空氣的揮發(fā)因子，L/m3；EFI為室內(nèi)暴露頻率，兒童(EFIc)取262.5 d/a，成人 (EFIa)取 262.5 d/a；IIVERnc2為吸入室內(nèi)空氣中來(lái)自地下水的氣態(tài)污染物對(duì)應(yīng)的地下水暴露量 (非致癌風(fēng)險(xiǎn))，L/(kg·d)。

1.2.2.3 總致癌風(fēng)險(xiǎn)和危害指數(shù)

地下水中單一污染物經(jīng)所有暴露途徑的總致癌風(fēng)險(xiǎn)和危害指數(shù)計(jì)算公式見(jiàn)式(11)～式(12)，其貢獻(xiàn)率計(jì)算公式見(jiàn)式(13)～式(14)。

式中：CRn為地下水中單一污染物經(jīng)所有暴露途徑的總致癌風(fēng)險(xiǎn)，無(wú)量綱；HIn為地下水中單一污染物經(jīng)所有暴露途徑的危害指數(shù)，無(wú)量綱；PCRi為單一污染物經(jīng)暴露途徑i的致癌風(fēng)險(xiǎn)貢獻(xiàn)率，無(wú)量綱；CRi為單一污染物經(jīng)暴露途徑i的致癌風(fēng)險(xiǎn)，無(wú)量綱；PHQi為單一污染物經(jīng)暴露途徑i的危害指數(shù)貢獻(xiàn)率，無(wú)量綱；HQi為單一污染物經(jīng)暴露途徑i的非致癌風(fēng)險(xiǎn)，無(wú)量綱。

1.2.2.4 健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)

本研究中，通過(guò)風(fēng)險(xiǎn)計(jì)算模型所得單一污染物經(jīng)多種暴露途徑的總致癌風(fēng)險(xiǎn)超過(guò)1×10-6或危害商之和(危害指數(shù))超過(guò)1，則代表其致癌風(fēng)險(xiǎn)或非致癌風(fēng)險(xiǎn)不可接受。健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中污染物毒性參數(shù)及暴露參數(shù)見(jiàn)表1[12]。

表 1 污染物毒性參數(shù)及暴露參數(shù)[12]Table 1 Toxicity parameters and exposure parameters of pollutants

1.2.3 脆弱性評(píng)價(jià)模型

采用DRASTIC模型，選取地下水埋深(D)、凈補(bǔ)給量(R)、含水層厚度(A)、土壤介質(zhì)(S)、地面坡度(T)、包氣帶介質(zhì)(I)及含水層傳導(dǎo)系數(shù)(C)共7個(gè)影響因子，對(duì)地下水脆弱性進(jìn)行評(píng)價(jià)[13-15]。地下水脆弱性可通過(guò)脆弱性指數(shù)(DI)來(lái)表示，DI越大，表示地下水脆弱性越高，易遭受污染的可能性越高[16-17]。DI計(jì)算公式見(jiàn)式(15)，各影響因子對(duì)DI的貢獻(xiàn)率計(jì)算公式見(jiàn)式(16)。

式中：r為各指標(biāo)的評(píng)分；w為各指標(biāo)的權(quán)重；PDIk為影響因子貢獻(xiàn)率，%；k為影響因子。

計(jì)算DI的關(guān)鍵在于確定指標(biāo)等級(jí)、分值及指標(biāo)權(quán)重。本研究中DRASTIC指標(biāo)體系的分級(jí)及評(píng)分參照《地下水污染防治分區(qū)劃分工作指南》(環(huán)土壤〔2019〕25號(hào))，根據(jù)D、R、A、S、T、I及C7個(gè)影響因子對(duì)地下水脆弱性的影響程度，賦予DRASTIC模型的權(quán)重，并進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)歸一化處理[9]，結(jié)果見(jiàn)表2。理論上，DI范圍為1～10，按照等間距分為5個(gè)級(jí)別，即低脆弱性(DI≤2)、較低脆弱性 (2＜DI≤4)、中等脆弱性 (4＜DI≤6)、較高脆弱性 (6＜DI≤8)、高脆弱性 (8＜DI≤10)。

1.2.4 污染物遷移動(dòng)力學(xué)模型

污染物在水土環(huán)境中通過(guò)對(duì)流、溶解、吸附等作用過(guò)程產(chǎn)生遷移，受場(chǎng)地水文地質(zhì)條件等要素的影響，遷移擴(kuò)散過(guò)程主要受到地下水對(duì)流作用、含水介質(zhì)對(duì)污染物的吸附解吸作用和生物化學(xué)作用的影響，其在地下水中的分布是由這幾種作用綜合作用的結(jié)果[18]。

污染物在對(duì)流作用下的遷移過(guò)程可采用Darcy公式近似表征[19]，計(jì)算公式如下：

式中：vx為對(duì)流作用下污染物在水流方向上的遷移速率，m/d；K為含水層滲透系數(shù)，m/d；j為地下水水力坡度，無(wú)量綱；ne為含水介質(zhì)有效孔隙度，無(wú)量綱。

在污染遷移動(dòng)力學(xué)研究中，可以用阻滯因子來(lái)表征吸附阻滯作用，考慮吸附阻滯作用時(shí)含水層中污染物的遷移規(guī)律用式(18)和式(19)表征[20]。

表 2 DRASTIC模型指標(biāo)體系分級(jí)和權(quán)重Table 2 Grading and weight of DRASTIC model index system

式中：Z為有機(jī)污染物在含水層中遷移時(shí)的阻滯因子，無(wú)量綱；ρ為含水介質(zhì)容重，kg/L；koc為污染物的有機(jī)碳-水分配系數(shù)，cm3/g；foc為含水介質(zhì)有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)，無(wú)量綱；vZ為考慮吸附阻滯作用時(shí)含水層中污染物的遷移速度，m/d。

2 結(jié)果與討論

2.1 地下水污染物分布特征

地下水樣品中檢出的有機(jī)污染物見(jiàn)表3。由表3可知，研究區(qū)地下水已經(jīng)受到有機(jī)物的污染，其中1,2-二氯乙烷、苯、三氯甲烷濃度超過(guò)GB/T 14848—2017《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅳ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，最大超標(biāo)倍數(shù)分別為125.9、1.4、0.27倍，1,2-二氯乙烷超標(biāo)最嚴(yán)重。

表 3 地下水樣品檢測(cè)結(jié)果Table 3 Test results of groundwater samples

采用反距離加權(quán)法對(duì)地下水中1,2-二氯乙烷、苯、三氯甲烷污染物濃度進(jìn)行插值處理，確定污染物的平面分布，結(jié)果見(jiàn)圖2。由圖2可知，地下水污染超標(biāo)位置主要分布于原聚氯乙烯廠附近，考慮到化工廠在生產(chǎn)期間使用大量有機(jī)溶劑，地下水中的有機(jī)污染物可能是含有機(jī)溶劑廢水以“跑冒滴漏”形式進(jìn)入地下水中，造成地下水局部污染，并呈擴(kuò)散趨勢(shì)。徐鐵兵等[21]也證實(shí)污染區(qū)域沿地下水流方向擴(kuò)散明顯，形成橢圓狀。本研究中污染羽隨著地下水流動(dòng)逐步向下游方向擴(kuò)散，其沿著地下水流向的擴(kuò)散距離大于橫向擴(kuò)散距離，這與姜林等[22]的研究結(jié)果類似。

2.2 地下水健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

根據(jù)健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型、模型參數(shù)及污染物濃度，計(jì)算得到CRn、HIn（表4）。由表4可知，研究區(qū)地下水中1,2-二氯乙烷的CRn為4.00×10-6，超過(guò)人體健康風(fēng)險(xiǎn)可接受標(biāo)準(zhǔn)，對(duì)用地人群構(gòu)成的致癌風(fēng)險(xiǎn)不可接受；苯和三氯甲烷的CRn小于1×10-6，對(duì)用地人群構(gòu)成的致癌風(fēng)險(xiǎn)可以接受。地下水中1,2-二氯乙烷、苯、三氯甲烷HIn均小于1，對(duì)用地人群構(gòu)成的非致癌風(fēng)險(xiǎn)可以接受。

表 4 健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果Table 4 Results of health risk assessment

吸入室內(nèi)、室外空氣中來(lái)自地下水的氣態(tài)污染物途徑的風(fēng)險(xiǎn)貢獻(xiàn)率見(jiàn)圖3。由圖3可知，1,2-二氯乙烷、苯、三氯甲烷的主要暴露途徑為吸入室內(nèi)空氣中來(lái)自地下水的氣態(tài)污染物途徑，風(fēng)險(xiǎn)貢獻(xiàn)率分別為99.73%、99.76%、99.75%，這主要是因?yàn)槭覂?nèi)換氣率低、空氣流動(dòng)比較弱，相對(duì)于室外，室內(nèi)空氣對(duì)揮發(fā)性有機(jī)物的稀釋作用小[22-24]。因此，對(duì)揮發(fā)性有機(jī)污染場(chǎng)地地下水進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)控制和管理時(shí)，除了加強(qiáng)對(duì)地下水飲用管理外，還應(yīng)避免和減少吸入室內(nèi)空氣，以降低污染物對(duì)人體健康產(chǎn)生的健康風(fēng)險(xiǎn)。

圖 2 地下水中超標(biāo)污染物濃度分布Fig.2 Concentration distribution of pollutants exceeding standards in groundwater

2.3 地下水脆弱性評(píng)價(jià)

根據(jù)研究區(qū)水文地質(zhì)條件和DRASTIC指標(biāo)體系的分級(jí)評(píng)分及權(quán)重，計(jì)算出各指標(biāo)得分，并分別疊加每個(gè)指標(biāo)的權(quán)重，得到研究區(qū)各采樣點(diǎn)地下水DI如圖4所示。由圖4(a)可知，研究區(qū)地下水DI為4.912～5.305，整體處于中等脆弱性水平。由圖4(b)可知，地下水埋深(D)、凈補(bǔ)給量(R)和含水層厚度(A)是影響研究區(qū)地下水脆弱性的主要因子，其貢獻(xiàn)率分別為16.6%～22.1%、32.8%～35.4%、19.8%～25.7%，該結(jié)果與Hu等[6]對(duì)類似場(chǎng)地的研究結(jié)果一致。

圖 3 污染物風(fēng)險(xiǎn)貢獻(xiàn)率Fig.3 Pollutant risk contribution rate

圖 4 地下水DI及DRASTIC模型影響因子貢獻(xiàn)率Fig.4 Contribution rate of influencing factors of groundwater DI and DRASTIC model

綜上，研究區(qū)地下水處于中等脆弱性水平，在自然表面入滲條件下，具有較強(qiáng)的抵御污染能力，然而出現(xiàn)了1,2-二氯乙烷、苯、三氯甲烷超標(biāo)現(xiàn)象，說(shuō)明污染物進(jìn)入水體的途徑為非自然表面入滲，結(jié)合場(chǎng)地生產(chǎn)歷史，儲(chǔ)罐泄漏或污染直排可能是導(dǎo)致研究區(qū)地下水污染的另一個(gè)主要原因。

2.4 1,2-二氯乙烷在含水層中遷移動(dòng)力學(xué)規(guī)律

結(jié)合場(chǎng)地地下水流場(chǎng)和1,2-二氯乙烷污染羽分布特征，考慮對(duì)流作用、吸附阻滯作用、彌散作用和生物化學(xué)衰減作用對(duì)污染物遷移的影響，得到1,2-二氯乙烷在含水層中遷移動(dòng)力學(xué)模式如圖5所示。

2.4.1 對(duì)流作用對(duì)遷移的影響

對(duì)流作用是影響地下水在含水層中遷移的最主要?jiǎng)恿ψ饔茫Y(jié)合場(chǎng)地地下水流場(chǎng)和1,2-二氯乙烷污染羽分布特征分析可知，1,2-二氯乙烷污染羽的軸向分布與地下水動(dòng)力場(chǎng)主流向一致。在不考慮吸附阻滯、彌散及生物化學(xué)衰減等作用下，污染物將在地下水對(duì)流作用下以近似平均流速的速率遷移，可采用Darcy公式近似計(jì)算出1,2-二氯乙烷在對(duì)流作用下遷移的距離。筆者在研究區(qū)內(nèi)通過(guò)抽水試驗(yàn)、土工試驗(yàn)等水文地質(zhì)調(diào)查方法得出，含水層滲透系數(shù)平均值為7.89 m/d，含水介質(zhì)有效孔隙度為0.39，天然流場(chǎng)下地下水水力坡度為0.002[25]。截至本次研究期間，化工廠污染時(shí)間持續(xù)約52 a。因此，由Darcy公式計(jì)算可知，僅在對(duì)流作用下，1,2-二氯乙烷在地下水主流向上的遷移速率為0.04 m/d，理論最大對(duì)流遷移距離約768.0 m，遠(yuǎn)大于實(shí)際調(diào)查得到的最大遷移距離412.0 m。

2.4.2 吸附阻滯作用對(duì)遷移的影響

研究區(qū)場(chǎng)地含水層含水介質(zhì)容重平均為2.1 kg/L，1,2-二氯乙烷的koc為39.69 cm3/g，含水介質(zhì)有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)平均為0.002。吸附阻滯作用是影響地下水在含水層中遷移的重要作用之一，同時(shí)考慮對(duì)流作用和吸附阻滯作用時(shí)，1,2-二氯乙烷的遷移速度為0.025 m/d。由圖5可知，沿地下水主流向的理論最大對(duì)流遷移距離為477.0 m。

圖 5 1,2-二氯乙烷在含水層中遷移動(dòng)力學(xué)模式Fig.5 Mechanical model of migration of 1,2-dichloroethane in aquifer

2.4.3 水動(dòng)力彌散作用對(duì)遷移的影響

水動(dòng)力彌散作用包括分子擴(kuò)散和機(jī)械彌散2種形式，在本研究中，相對(duì)于飽和含水層中的地下水溶質(zhì)運(yùn)移，1,2-二氯乙烷在水中的擴(kuò)散系數(shù)(Dw)為1.1×10-5cm2/s，分子擴(kuò)散作用影響相對(duì)較小，水動(dòng)力彌散作用實(shí)際即機(jī)械彌散作用。研究表明[18,26]，縱向彌散度約為縱向流動(dòng)距離的5%～10%，且彌散度具有隨溶質(zhì)流動(dòng)距離的增加而增大的趨勢(shì)。本研究中，縱向彌散度取縱向流動(dòng)距離的10%，則考慮吸附阻滯作用下的理論縱向彌散度為47.7 m。因此，考慮對(duì)流作用和吸附阻滯作用，同時(shí)考慮彌散作用的條件下，1,2-二氯乙烷沿地下水主流向的理論最大對(duì)流遷移距離為524.7 m。

2.4.4 生物化學(xué)作用對(duì)遷移的影響

根據(jù)上述動(dòng)力學(xué)分析及地下水主流向上的相關(guān)估算結(jié)果，相比于僅考慮對(duì)流作用下的最遠(yuǎn)遷移距離，實(shí)際調(diào)查得到的含水層中1,2-二氯乙烷污染羽羽峰較之小356.0 m；在考慮對(duì)流作用和水動(dòng)力彌散作用時(shí)，小約432.8 m。相比于對(duì)流與吸附阻滯共同作用下理論上最遠(yuǎn)遷移距離，實(shí)際調(diào)查得到的1,2-二氯乙烷在含水層中最遠(yuǎn)遷移距離小65.0 m；在考慮對(duì)流、吸附阻滯和彌散作用時(shí)，則小約112.7 m。結(jié)合1,2-二氯乙烷污染羽動(dòng)態(tài)分析，由估算結(jié)果對(duì)比可以推測(cè)，場(chǎng)地還存在1,2-二氯乙烷的生物化學(xué)衰減作用，這與何江濤等[27]的研究結(jié)果一致。由于吸附阻滯作用和生物化學(xué)衰減作用的存在，1,2-二氯乙烷的最大遷移距離大大減少，其中吸附阻滯作用的影響尤為顯著。

綜上，實(shí)際調(diào)查得到的1,2-二氯乙烷在地下水含水層中的最遠(yuǎn)遷移距離是地下水對(duì)流作用、含水介質(zhì)中有機(jī)質(zhì)吸附解吸作用、水動(dòng)力彌散作用和生物化學(xué)降解作用共同作用的結(jié)果。結(jié)合地下水流對(duì)污染羽分布及其動(dòng)態(tài)的控制作用分析，由上述動(dòng)力學(xué)分析結(jié)果和動(dòng)力學(xué)模式(圖5)可知，地下水對(duì)流作用是研究場(chǎng)地地下水中1,2-二氯乙烷遷移的主要?jiǎng)恿ψ饔?，但含水介質(zhì)的吸附阻滯和生物化學(xué)衰減作用對(duì)1,2-二氯乙烷的分布范圍影響顯著。

3 結(jié)論

(1)研究區(qū)地下水中1,2-二氯乙烷、苯、三氯甲烷濃度超過(guò)GB/T 14848—2017的Ⅳ類標(biāo)準(zhǔn)，最大超標(biāo)倍數(shù)分別為125.9、1.4、0.27倍。1,2-二氯乙烷的總致癌風(fēng)險(xiǎn)為4.00×10-6，超過(guò)人體健康風(fēng)險(xiǎn)可接受標(biāo)準(zhǔn)。吸入室內(nèi)空氣中來(lái)自地下水的氣態(tài)污染物途徑產(chǎn)生的致癌風(fēng)險(xiǎn)貢獻(xiàn)率大于99%。

(2)根據(jù)DRASTIC模型，研究區(qū)的地下水脆弱性指數(shù)為4.912～5.305，整體處于中等脆弱性水平，地下水系統(tǒng)抵御污染能力較強(qiáng)，地下水埋深、凈補(bǔ)給量和含水層厚度是影響研究區(qū)地下水脆弱性的最主要因素。

(3)研究區(qū)地下水中1,2-二氯乙烷分布和遷移受地下水對(duì)流作用影響最大，在遷移過(guò)程中，含水介質(zhì)的吸附阻滯和生物衰減作用對(duì)1,2-二氯乙烷的分布范圍影響顯著。