污染地塊中高密度非水相液體(DNAPLs)遷移特征及判定調(diào)查技術(shù)研究進(jìn)展

高 尚，王 磊，龍 濤，曹少華，陳 檣

(環(huán)境保護(hù)部南京環(huán)境科學(xué)研究所國(guó)家環(huán)境保護(hù)土壤環(huán)境管理與污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210042)

近年來(lái)，隨著“退二進(jìn)三”產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)的調(diào)整以及“退城入園”城市規(guī)劃的推進(jìn)，土壤及地下水污染問(wèn)題逐漸成為社會(huì)關(guān)注熱點(diǎn)[ 1-2]。相對(duì)于低密度非水相液體(light non-aqueous phase liquids，LNAPLs)，高密度非水相液體(dense non-aqueous phase liquids,DNAPLs)密度大，界面張力低，遷移行為也更復(fù)雜[ 3]。對(duì)于DNAPLs長(zhǎng)期污染的區(qū)域，DNAPLs可通過(guò)溶解相不斷向弱透水介質(zhì)內(nèi)緩慢滲透并在其中擴(kuò)散。這種富含DNAPLs的弱透水介質(zhì)較DNAPLs本身更難被發(fā)覺(jué)和修復(fù)。事實(shí)上，DNAPLs類污染物由于遷移行為復(fù)雜、難以察覺(jué)且在化工類企業(yè)地塊中廣泛存在，已成為土壤和地下水污染的重要來(lái)源。截至2008年，美國(guó)存在15 000～25 000個(gè)氯代烴溶劑污染地塊[ 4]。截至2004年，僅德國(guó)Bitterfeld地區(qū)就有超過(guò)25 km2土壤以及2×108m3地下水遭到氯代烴溶劑污染[ 5]。DNAPLs污染物進(jìn)入環(huán)境后會(huì)對(duì)人體健康帶來(lái)嚴(yán)重危害，如三氯乙烯(trichloroethylene，TCE)可致癌、致畸、致突變[ 6]，已被美國(guó)國(guó)家環(huán)境保護(hù)局(Environmental Protection Agency，EPA)列為優(yōu)先控制污染物[ 7]。

在DNAPLs污染地塊的調(diào)查評(píng)估中，通過(guò)科學(xué)的判定調(diào)查手段摸清 DNAPLs的分布特點(diǎn)，對(duì)于后續(xù)修復(fù)或管控方案的制定具有重要意義。筆者綜述了DNAPLs污染地塊中DNAPLs污染物的遷移特征及近年來(lái)最新的判定調(diào)查技術(shù)。

1 DNAPLs污染的形成

1.1 DNAPLs污染的成因

一般將密度大于1.01 g·cm-3且在水中溶解度小于20 g·L-1的有機(jī)污染物稱為DNAPLs[ 8]53-88。通常，DNAPLs發(fā)生泄漏后，會(huì)在重力作用下遷移進(jìn)入土壤及地下水。若泄漏量較大，DNAPLs可以穿過(guò)整個(gè)非飽和帶到達(dá)飽和帶，在遷移途中亦會(huì)殘留在非飽和帶土壤中。到達(dá)飽和帶的DNAPLs會(huì)緩慢溶解于地下水并隨地下水流動(dòng)而形成污染羽。由于密度比水大，DNAPLs在飽和帶中可繼續(xù)向下遷移，但速度放緩，直至到達(dá)含水層底部[ 9]。含水層底部的DNAPLs較難發(fā)生垂向遷移，積聚后會(huì)向周邊擴(kuò)散。隔水層表面“走勢(shì)”對(duì)DNAPLs的遷移與分布至關(guān)重要[ 10]。對(duì)于被DNAPLs長(zhǎng)期污染的地塊，污染源及污染羽中弱透水介質(zhì)內(nèi)也會(huì)富集一定數(shù)量的DNAPLs。當(dāng)?shù)叵滤腥芙庀郉NAPLs濃度下降時(shí)，這些富集DNAPLs的弱透水介質(zhì)會(huì)不斷通過(guò)反滲透作用向地下水中釋放污染物[ 11]，[ 12]1-145。

1.2 DNAPLs污染物種類

常見(jiàn)的DNAPLs污染物有氯代烴化合物、多氯聯(lián)苯(polychlorinated biphenyl，PCBs)、煤焦油、雜酚油和重油等，基本性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 常見(jiàn)DNAPLs污染物的物理化學(xué)性質(zhì)[13]Table 1 Physicochemical properties of common DNAPLs

1.2.1 氯代烴

氯代烴化合物是最常見(jiàn)的DNAPLs污染物，其化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定，具有易揮發(fā)、水溶性低、密度重于水、黏度(viscosity)低等特點(diǎn)，應(yīng)用廣泛[ 13-14]。TCE和四氯乙烯(tetrafluoroethylene，PCE)為2種常見(jiàn)的氯代烴化合物，被廣泛用于制造脫脂劑、干洗劑、清洗劑、有機(jī)溶劑和殺蟲(chóng)劑等[ 4],[ 8]53-88(表2)。氯代烴化合物密度較大(約1.46 kg·L-1[ 13]),水中溶解度較大[ 15]、辛醇/水分配系數(shù)(Kow)較小(氯代烴化合物的 lgKow為2.61[ 16]4-98，PCBs的 lgKow范圍為4.5～8.2[ 17])，故其在遷移過(guò)程中被疏水性土壤有機(jī)質(zhì)的吸附量較有限，易以溶解態(tài)富集在孔隙水內(nèi)或進(jìn)入水相形成污染羽。

表2 氯代烴化合物的性質(zhì)與環(huán)境行為特點(diǎn)[4]Table 2 Properties and environmental behavior characteristics of chlorinated solvents

1.2.2 PCBs

PCBs是無(wú)色或淡黃色的黏稠液體，是許多含氯數(shù)不同的聯(lián)苯化合物的統(tǒng)稱。PCBs具有化學(xué)惰性、抗熱性、阻燃性、低蒸氣壓和高介電常數(shù)等特點(diǎn)，被廣泛應(yīng)用于電力、塑料加工、化工和印刷等行業(yè)領(lǐng)域[ 18]。PCBs具有較強(qiáng)的親脂性和生物蓄積性，故可以通過(guò)食物鏈危害人體健康[ 19]，已被EPA歸類為“疑似人類致癌物”[ 17]。作為1968年日本米糠油中毒事件的罪魁禍?zhǔn)?，PCBs于2001年被《關(guān)于持久性有機(jī)污染物的斯德哥爾摩公約》禁止生產(chǎn)[ 20]。PCBs具有較高的辛醇/水分配系數(shù)，易吸附在土壤有機(jī)質(zhì)中[ 21]，因而其在地下水環(huán)境中遷移性較差。據(jù)此，若在地下發(fā)現(xiàn)PCBs污染，其污染源可能就在附近區(qū)域[ 16]4-98。

1.2.3 煤焦油

煤焦油是一種具有刺激性臭味的黑色或黑褐色黏稠液體[ 22-23]，是干餾煤制焦炭和氣化過(guò)程中的副產(chǎn)物[ 24]，具有致癌性，已被國(guó)際癌癥研究機(jī)構(gòu)(International Agency for Research on Cancer，IARC)劃分為第1類致癌物質(zhì)[ 25]。煤焦油成分復(fù)雜，主要包括酚類、芳香烴類、雜環(huán)類化合物和較復(fù)雜的高分子環(huán)狀烴[ 26-27]。煤焦油深加工所得的萘(約占10%～12%)、雜酚油(約占22%～30%)、瀝青(約占50%～55%)等系列產(chǎn)品可用于合成塑料、合成纖維、農(nóng)藥、染料、醫(yī)藥、涂料、助劑及精細(xì)化工產(chǎn)品的生產(chǎn)[ 16]4-98，同時(shí)也是冶金、建材、紡織、造紙、交通等行業(yè)的主要原料。相對(duì)于氯代烴化合物和PCBs，煤焦油密度較低(約1.01～1.13 kg·L-1)，黏度較高(約為20～50 cP)，因此其遷移性較差[ 16]4-98。

1.2.4 雜酚油

雜酚油是一種無(wú)色或黃色油狀液體，主要成分為木餾油和礦物雜酚油。雜酚油主要用作消毒劑和防腐劑，其中包含的愈創(chuàng)木酚、苯酚、甲酚和二甲苯酚等會(huì)損害皮膚。此外，雜酚油還含有多種多環(huán)芳香烴類化合物，具有較強(qiáng)的毒性和致癌性[ 25]。在木材處理較為集中的工業(yè)區(qū)常出現(xiàn)雜酚油污染[ 15]。雜酚油的密度和黏度與煤焦油相近，因此其遷移性也較差[ 16]4-98。

2 DNAPLs污染的特點(diǎn)

DNAPLs進(jìn)入地下環(huán)境后的行為主要包括遷移、相間分配(液相、吸附相、氣相)及自然降解3個(gè)方面。由于其密度大于水，DNAPLs主要在重力作用下發(fā)生以垂向向下為主的遷移。在遷移過(guò)程中，DNAPLs 會(huì)通過(guò)溶解進(jìn)入液相和揮發(fā)進(jìn)入氣相而形成污染羽，污染范圍顯著擴(kuò)大。對(duì)于未經(jīng)人為調(diào)控的DNAPLs污染地塊，DNAPLs的自然降解速度非常緩慢(如PCBs的半衰期約為40 a[ 28])。在實(shí)際案例中，準(zhǔn)確掌握污染地塊的DNAPLs分布特征有助于降低修復(fù)成本，提高修復(fù)手段的針對(duì)性，對(duì)修復(fù)方案的制定至關(guān)重要[ 15，29]。

2.1 DNAPLs的遷移

DNAPLs在地下的遷移主要受重力和地層性質(zhì)影響，同時(shí)也會(huì)受到毛管壓力(capillary pressure, Pc)和流體動(dòng)壓(hydrodynamic pressure)的共同作用[ 10]，其中地下水流(或流體動(dòng)壓)影響相對(duì)較小[ 30]。DNAPLs和土壤水在土壤孔隙中接觸時(shí)，在兩相界面處會(huì)存在壓力差，這種壓力差稱為毛管壓力。此處的流體動(dòng)壓指DNAPLs受到與其接觸的流動(dòng)地下水的作用力。當(dāng)兩者流動(dòng)方向相同時(shí)，流體動(dòng)壓促進(jìn) DNAPLs 遷移，反之起阻礙作用。在地下非飽和帶中，DNAPLs受重力作用向下遷移的同時(shí)也會(huì)發(fā)生橫向遷移現(xiàn)象，受毛管壓力以及地層性質(zhì)〔例如可以影響毛管進(jìn)入壓力(capillary entry pressure, Pce)大小的土壤含水量和孔隙〕影響[ 10，30-32]。DNAPLs在向下的遷移過(guò)程中會(huì)優(yōu)先通過(guò)根孔、裂縫等較大的孔隙形成的優(yōu)勢(shì)通道，并在界面張力(interfacial tension)的作用下在通道壁形成神經(jīng)節(jié)狀殘留(ganglia)[ 33-34]。若DNAPLs泄漏量較小或地下水位較深，DNAPLs會(huì)在遷移中被殘留相“消耗掉”，不能到達(dá)飽和帶[ 10]。降雨時(shí)地下水位發(fā)生波動(dòng)，部分殘留的DNAPLs可以直接溶解進(jìn)入地下水，也可通過(guò)雨水的淋溶進(jìn)入地下水，造成持續(xù)污染[ 35]。

穿過(guò)非飽和帶的DNAPLs進(jìn)入飽和帶后會(huì)在重力作用下繼續(xù)向下遷移。遷移中若遇到低滲透區(qū)，DNAPLs會(huì)在其上積累并橫向遷移(遷移方向由低滲透區(qū)表面坡度方向決定[ 10])，尋找向下遷移的路徑繼續(xù)下沉。少量DNAPLs會(huì)克服Pce進(jìn)入低滲透區(qū)內(nèi)[ 31]。與在非飽和帶類似，DNAPLs會(huì)優(yōu)先通過(guò)毛細(xì)管阻力較小的高滲透區(qū)[ 15]，若泄漏量足夠大，DNAPLs可以到達(dá)并聚集在含水層底部或遇弱透水層形成DNAPLs池[ 36]。DNAPLs池和遷移路徑上的殘留相會(huì)緩慢溶解于地下水，持續(xù)向地下水中釋放污染物[ 10,15]。

DNAPLs污染物在地下遷移受其物理化學(xué)性質(zhì)及地質(zhì)條件共同影響。國(guó)內(nèi)外已對(duì)DNAPLs在地下介質(zhì)中的遷移規(guī)律進(jìn)行了大量研究[ 37-46]。影響DNAPLs遷移的因素主要有溶解度、密度、界面張力、黏度、揮發(fā)性、潤(rùn)濕性(wettability)、飽和度(saturation, S)、殘余飽和度(residual saturation, Sr)、相對(duì)滲透率(relative permeability, Kr)、毛管壓力[ 10，15，30]。MING等[ 45]采用相對(duì)滲透率-飽和度模型(relativepermeability-saturation model，RPM)準(zhǔn)確地模擬了PCE在二維沙箱多孔介質(zhì)中的長(zhǎng)期遷移。CHENG等[ 46]研究了2種表面活性劑(胡敏酸和土溫80)對(duì)飽和多孔介質(zhì)中PCE 的遷移分布行為，結(jié)果表明表面活性劑通過(guò)改變多孔介質(zhì)的潤(rùn)濕性，顯著改變DNAPLs 的分布及歸宿。張蔚等[ 9]模擬4種DNAPLs的泄露遷移過(guò)程，結(jié)果顯示隨著滲透率空間變異性的增強(qiáng)，DNAPLs 飽和度的空間變異性增大。GERHARD等[ 47]通過(guò)數(shù)值模擬的方法研究6種 DNAPLs 在砂層中的遷移行為，發(fā)現(xiàn)影響 DNAPLs 遷移停止時(shí)間的最重要參數(shù)為 DNAPLs 密度、黏度以及含水層的平均滲透系數(shù)。SWEIJEN等[ 48]對(duì)比了汞和 PCE 在飽和多孔介質(zhì)中的遷移行為，結(jié)果表明雖然汞較大的黏度增加了其遷移過(guò)程的阻力，但是汞較大的密度是控制其在地下遷移的主要因素。ZHENG等[ 49]通過(guò)數(shù)值模擬方法發(fā)現(xiàn)較大的地下水流速可促進(jìn)多孔介質(zhì)中低黏度 DNAPLs 的水平及垂向遷移，地下透鏡體的存在會(huì)阻礙垂向遷移。此外，DNAPLs混合物的性質(zhì)(溶解度、黏度、潤(rùn)濕性等)與組成DNAPLs的單一純相化合物一般會(huì)有較大差異，故DNAPLs混合物的性質(zhì)不能簡(jiǎn)單以其組成任一化合物的純相性質(zhì)來(lái)推斷[ 15]。

2.2 DNAPLs的空間分布

根據(jù) DNAPLs在地下環(huán)境所處的位置，可將 DNAPLs 的空間分布做如下分類[ 10]。

(1)DNAPLs泄漏只到達(dá)非飽和帶

如圖1所示，DNAPLs泄漏至地表后，受到重力作用向下遷移。

圖1 DNAPLs泄漏只到達(dá)非飽和帶時(shí)的分布情況[ 50]Fig.1 Distribution of DNAPLs when they reach the unsaturated zone only

由于泄漏量少，DNAPLs大多被束縛在非飽和帶的孔隙及裂縫中。隨著地表水和雨水的淋溶，DNAPLs中的污染物組分會(huì)不斷溶解遷移，形成污染羽。此外，DNAPLs揮發(fā)產(chǎn)生的氣相污染物也可通過(guò)擴(kuò)散作用及異重流(density flow)直接溶解進(jìn)入地下水，在地下水位附近形成較淺的溶解相污染羽[ 10]，或溶于降雨滲流進(jìn)入地下水中。DNAPLs揮發(fā)產(chǎn)生的氣相污染物的遷移行為見(jiàn)圖2。

圖2 DNAPLs中揮發(fā)出氣相污染物的遷移行為Fig.2 The behavior of vapors volatilized from DNAPLs

(2)DNAPLs穿過(guò)非飽和帶沿弱透水層遷移

如圖3所示，泄漏量較大的DNAPLs可穿過(guò)非飽和帶，進(jìn)入飽和帶，隨后繼續(xù)向下遷移直到在隔水層或弱透水層表面形成DNAPLs池。遷移過(guò)程中，部分DNAPLs被毛管壓力束縛在遷移路徑中的土壤孔隙中。

DNAPLs穿過(guò)非飽和帶在第1含水層中形成污染羽，同時(shí)也在不連續(xù)的弱透水層表面不斷形成DNAPLs池，溢出的DNAPLs通過(guò)弱透水層邊緣繼續(xù)向下遷移，直至達(dá)到連續(xù)的弱透水層表面。若DNAPLs溢出處距離污染源很遠(yuǎn)，追蹤DNAPLs遷移路徑的難度將顯著增加。

圖3 DNAPLs在連續(xù)和不連續(xù)弱透水層上的遷移[ 50]Fig.3 The migration of DNAPLs on continuous and discontinuous low Permeability aquitards

(3)多層污染

如圖4所示，DNAPLs穿過(guò)非飽和帶形成了污染羽，同時(shí)也在第1含水層底部形成DNAPLs池。DNAPLs池通過(guò)含水層底部的裂縫繼續(xù)向下遷移，到達(dá)第2含水層，形成污染羽及污染池。

圖4 DNAPLs多層污染[ 50]Fig.4 Multilayer pollution of DNAPLs

(4)DNAPLs進(jìn)入巖石或黏土層裂縫

如圖5所示，DNAPLs進(jìn)入巖石或黏土層裂縫后，其遷移分布由裂縫系統(tǒng)的性質(zhì)(數(shù)量，密度，尺寸、方向等)決定。由于裂縫可能延伸較廣，因此DNAPLs可在連通的裂縫中發(fā)生較長(zhǎng)距離的遷移[ 51]。裂縫系統(tǒng)具有較強(qiáng)的不可判性，進(jìn)入其中的DNAPLs會(huì)在死端縫隙被捕獲或者殘留在遷移路徑上。殘留在死端縫隙內(nèi)及遷移路徑上DNAPLs是治理的難點(diǎn)，是地下水的長(zhǎng)期污染源[ 52-53]。

圖5 DNAPLs在巖石或黏土層裂縫中的分布[ 10]Fig.5 Distribution of DNAPLs in rock or clay layers

2.3 DNAPLs的相間分配

從存在狀態(tài)上劃分，有機(jī)化學(xué)污染物可分為2大類[ 54]，此處討論只涉及溶解相、氣相、吸附相和非水相(NAPLs相)。非飽和帶中DNAPLs的相間分配主要為揮發(fā)進(jìn)入土壤氣相和溶解進(jìn)入土壤水中成為溶解相[ 8]53-88。DNAPLs污染物的蒸氣壓越高，越易揮發(fā)。在DNAPLs污染源周?chē)捎趽]發(fā)作用產(chǎn)生的氣相污染物會(huì)在幾周到幾個(gè)月之內(nèi)擴(kuò)散到幾十米外甚至更遠(yuǎn)，大大擴(kuò)大了污染范圍[ 55-56]。密度大于空氣的氣相污染物可下沉達(dá)到地下水位，溶解于地下水造成垂向深度較淺的污染[ 10]。溶解進(jìn)入土壤水的DNAPLs可揮發(fā)進(jìn)入氣相或吸附到土壤固相表面上形成吸附相。同樣，吸附相也可以揮發(fā)或溶解[ 30]。劉銳等[ 13]總結(jié)了揮發(fā)性氯代烴(volatile chlorinated hydrocarbons，VCHs)在非飽和帶土壤中的相間分配特征(圖6)。

Cw、Ca、Cs分別為DNAPLs在土壤水、土壤氣、固體中濃度，單位分別為mg·L-1、mg·m-3、mg·kg-1;Kh、Kd、Kp分別為亨利常數(shù)、液-固分配系數(shù)、氣-固分配系數(shù)，單位分別為L(zhǎng)·m-3、L·kg-1、m3·kg-1。

DNAPLs-水相之間的分配受污染物本身溶解度的影響，由于DNAPLs多為混合物，組成DNAPLs的任一污染物在地下水中的濃度通常遠(yuǎn)低于其溶解度。DNAPLs-土壤氣間的分配主要受污染物的蒸氣壓和沸點(diǎn)影響，而污染物在水相-土壤氣間的分配關(guān)系服從Henry定律[ 57]。與非飽和帶不同的是，飽和帶中的孔隙通常被水充滿，故鮮有考慮氣相，DNAPLs主要是以非水相和溶解相形式存在。

2.4 DNAPLs污染地塊的周期特點(diǎn)

隨著時(shí)間的推移，DNAPLs不僅會(huì)發(fā)生空間的遷移，還會(huì)發(fā)生相間的轉(zhuǎn)化和再分配，因此需要對(duì)污染地塊的生命周期進(jìn)行劃分。DNAPLs 在各相中的分布見(jiàn)表3。對(duì)于大部分高溶解度DNAPLs(如氯代烴化合物)污染地塊，其生命周期可以被分為前期、中期、后期3個(gè)階段[ 4，15，58]。

表3 各周期DNAPLs在各相中的分布情況[ 12]1-145,[ 15]Table 3 The distribution of DNAPLs in each phase in different stages associated

在前期階段，DNAPLs污染物通過(guò)孔隙及縫隙向地下遷移，并在遷移路徑上產(chǎn)生殘留相。若泄漏量足夠大，DNAPLs會(huì)在隔水層上部匯聚成池。在該階段中，DNAPLs污染物會(huì)不斷地向氣相和地下水液相中轉(zhuǎn)移，形成污染羽，造成一定范圍的污染。除此之外，污染物也會(huì)吸附于土壤或沉積物上形成吸附相。上述過(guò)程主要發(fā)生在高滲透區(qū)。該階段的特點(diǎn)是：污染物主要以高滲透區(qū)的非水相為主；殘留相普遍存在，DNAPLs 池較少；氣相、溶解相污染羽開(kāi)始形成。

在中期階段，污染物逐漸轉(zhuǎn)移到液相、氣相、吸附相中。需要指出的是，DNAPLs較難通過(guò)地下水流動(dòng)而遷移，污染物主要通過(guò)DNAPLs的溶解進(jìn)入地下水。受PCE的影響，DNAPLs難以直接進(jìn)入滲透性較差的弱透水區(qū)域，而主要是溶解于地下水液相，通過(guò)分子擴(kuò)散進(jìn)入低滲透區(qū)域[ 59-60]。該階段的特點(diǎn)是：DNAPLs池增多，高滲透區(qū)殘留相DNAPLs大量消耗；在擴(kuò)散作用下，溶解在地下水中的污染物逐漸向低滲透區(qū)(弱透水區(qū))擴(kuò)散，在孔隙水中富集并在土壤上大量吸附。

在晚期階段，非水相DNAPLs往往已經(jīng)消耗殆盡，在溶解、擴(kuò)散、生物降解的作用下，高滲透區(qū)內(nèi)的污染物濃度下降較快，但污染物依舊可以在高滲透區(qū)的地下水中檢測(cè)到，這是因?yàn)楦患诘蜐B透區(qū)內(nèi)的污染物在周邊地下水中污染物濃度下降后發(fā)生反擴(kuò)散作用而向高滲透區(qū)遷移[ 4]。該階段的特點(diǎn)是：非水相的DNAPLs 已幾乎不存在，低滲透性區(qū)內(nèi)的污染物仍將持續(xù)緩慢釋放進(jìn)入地下水中。對(duì)于高溶解度DNAPLs如氯代烴化合物污染地塊，其生命周期以中期、晚期為主，故在實(shí)際修復(fù)工程中，應(yīng)更多地關(guān)注低滲透區(qū)的反擴(kuò)散作用對(duì)污染地塊修復(fù)效果的影響。

對(duì)于低溶解度DNAPLs(如煤焦油)污染地塊，因污染物具有較低的溶解度及較高的黏度，其污染地塊的生命周期以第1階段為主。此外，高黏度DNAPLs的聚集會(huì)造成區(qū)域土壤滲透系數(shù)下降，阻礙地下水流動(dòng)，導(dǎo)致DNAPLs更加難以溶解進(jìn)入地下水，延長(zhǎng)DNAPLs存在時(shí)間[ 15]。對(duì)于此類DNAPLs污染，在實(shí)際工程中應(yīng)更多地關(guān)注污染物在第1階段的遷移情況。

3 DNAPLs污染的判定

在地塊污染調(diào)查工作中應(yīng)優(yōu)先進(jìn)行DNAPLs存在的判定以避免不必要的無(wú)針對(duì)性取樣監(jiān)測(cè)，節(jié)約成本，提高效率。DNAPLs存在的判定工作可從地塊歷史資料評(píng)估和地塊現(xiàn)狀數(shù)據(jù)評(píng)估2個(gè)角度開(kāi)展[ 10]，[ 16]4-98，詳細(xì)步驟見(jiàn)圖7。

樣品分析評(píng)估工作首先應(yīng)通過(guò)目測(cè)辨識(shí)DNAPLs是否存在(依據(jù)表4)。由于DNAPLs分布的不規(guī)則和不連續(xù)性，還需通過(guò)分析典型污染物(如TCE、PCE等)并依據(jù)表5判定DNAPLs是否存在。若依然無(wú)法確定DNAPLs存在，則需分析地塊綜合調(diào)查資料。表5中的地塊情況特征可用來(lái)初步判定DNAPLs是否存在。完成上述工作之后，若仍然無(wú)法確定DNAPLs的存在，則需再度檢查前面的工作是否完備，并依據(jù)表6來(lái)論證DNAPLs存在的可能性。檢查結(jié)果符合表6中所列的全部條件，方可判定地塊DNAPLs存在的可能性較低[ 16]4-98。

經(jīng)過(guò)此判定流程，地塊可被分為3類。第Ⅰ類：已確認(rèn)或高度存在DNAPLs可能性的地塊；第Ⅱ類：中度存在DNAPLs可能性的地塊；第Ⅲ類：低度存在DNAPLs可能性的地塊。

圖7 判定DNAPLs是否存在的工作流程[ 10]，[ 16]4-98Fig.7 DNAPLs occurrence decision chart and DNAPLs site assessment implications matrix

4 DNAPLs污染的調(diào)查

DNAPLs調(diào)查技術(shù)根據(jù)調(diào)查對(duì)象可以分為：土壤氣調(diào)查技術(shù)、地下水調(diào)查技術(shù)、土壤調(diào)查技術(shù)。按照調(diào)查方法可以分為：地球物理調(diào)查技術(shù)、非地球物理調(diào)查技術(shù)[ 60]。

土壤氣體調(diào)查技術(shù)通過(guò)抽取分析土壤中的氣體，由于其不需開(kāi)挖取樣，可以在土壤與地下水采樣分析前快速了解地下污染物的分布情況。土壤氣體濃度低并不能代表DNAPLs不存在[ 61]。

地下水調(diào)查技術(shù)主要是分析DNAPLs在地下水中的濃度或通過(guò)視覺(jué)與嗅覺(jué)辨認(rèn)DNAPLs是否存在。若地下水中污染物濃度超過(guò)該物質(zhì)純態(tài)溶解度的1%時(shí)，通?？梢哉J(rèn)為DNAPLs很可能存在。

土壤調(diào)查技術(shù)主要是分析DNAPLs在土壤中的濃度。根據(jù)經(jīng)驗(yàn)，當(dāng)土壤中污染物含量超過(guò)10 g·kg-1，可以認(rèn)為存在DNAPLs[ 10，61]。此外，還可通過(guò)視覺(jué)和嗅覺(jué)辨認(rèn)[ 10，61]。

4.1 地球物理調(diào)查技術(shù)

探地雷達(dá)探測(cè)技術(shù)(ground-penetrating radar method，GPR)是通過(guò)發(fā)射高頻率(1～1 000 MHz)電磁波，分析電磁波碰到介電常數(shù)不同的物體而產(chǎn)生反射波的時(shí)間、波型、振幅等屬性，判別反射界面的性質(zhì)與位置，從而達(dá)到判斷地下DNAPLs是否存在及污染分布情況的目的。探地雷達(dá)探測(cè)技術(shù)能夠現(xiàn)場(chǎng)提供實(shí)時(shí)剖面記錄，圖像清晰直觀，工作效率高，重復(fù)性好。地層衰減效應(yīng)和電磁波能量過(guò)低是限制探測(cè)深度的2個(gè)主要因素，正常情況下，探測(cè)深度不超過(guò)30 m，最有效探測(cè)深度不超過(guò)10 m。該技術(shù)的主要局限性在于：僅適用于污染物濃度相當(dāng)高的情形，輕微污染并不適用；要配合傳統(tǒng)土壤采樣分析或其他地質(zhì)調(diào)查結(jié)果，無(wú)法單獨(dú)使用；技術(shù)可靠性與土壤水分及黏土含量息息相關(guān)，土壤含水量過(guò)高或黏土層會(huì)大幅減弱GPR 反射訊號(hào)[ 16]4-98，[ 62]。

電磁波探測(cè)技術(shù)(electromagnetic method, EM)應(yīng)用電磁感應(yīng)原理，在地表發(fā)射圈中通以交流電，可產(chǎn)生隨時(shí)間變化的原生電磁場(chǎng)?；诓煌貙与娦蕴卣鞯牟町?被DNAPLs污染的地層的導(dǎo)電性能比未被污染的地層差)，原生電磁場(chǎng)會(huì)產(chǎn)生變動(dòng)渦電流。通過(guò)記錄變動(dòng)渦電流形成的次生電磁場(chǎng)的強(qiáng)度，了解地層的電導(dǎo)率分布情況即可確定DNAPLs污染分布情況。該方法需要詳細(xì)的地下水文地質(zhì)資料。受地質(zhì)條件限制，界定范圍通常只能達(dá)到60%～80%[ 61-62]。

表4 目測(cè)法判斷DNAPLs的存在準(zhǔn)則[ 10],[ 16]4-98Table 4 Determining DNAPLs presence by visual examination of subsurface samples

表5 判斷DNAPLs是否存在的推薦方法[ 10],[ 16]4-98Table 5 Recommendation of methods for estimating the presence of DNAPLs

表6 排除DNAPLs存在所需的調(diào)查工作要點(diǎn)[ 10]Table 6 Extensive works that can help indicate the absence of DNAPLs

地電阻影像剖面探測(cè)技術(shù)(resistivity image profiling, RIP)也是通過(guò)探測(cè)地層電導(dǎo)率在水平和垂直方向的變化情況來(lái)判斷DNAPLs污染分布情況。通常在地表上沿測(cè)線布置若干電極，在電流極上以低頻(約1～ 10 Hz)交替直流電通入地下，并在電壓極測(cè)量相應(yīng)電壓，從而獲取測(cè)線下方對(duì)應(yīng)的電阻率分布。一般通過(guò)判斷電阻率較高的異常區(qū)域分布確定DNAPLs污染分布情況。該方法受重金屬(如電纜、金屬管線)和地質(zhì)情況(如巖層或礫石)影響，同時(shí)也無(wú)法分辨污染物的種類[ 16]4-98，[ 62]。

4.2 非地球物理技術(shù)

多深度擴(kuò)散元偵測(cè)技術(shù)是通過(guò)在地下不同深度處設(shè)置擴(kuò)散元，來(lái)測(cè)定揮發(fā)性有機(jī)化合物(volatile organic compounds, VOCs)以及溶解氧濃度。相比于傳統(tǒng)采樣分析，該技術(shù)節(jié)省了時(shí)間與經(jīng)費(fèi)，可建立地下污染物的三維分布狀況，但不適用于大面積污染，僅為定性與半定量偵測(cè)，仍需與傳統(tǒng)采樣分析實(shí)驗(yàn)配合來(lái)提供精確調(diào)查結(jié)果[ 62]。

直推式技術(shù)是三合系統(tǒng)實(shí)時(shí)檢測(cè)方案的主要調(diào)查技術(shù)，采用連續(xù)性的非擾動(dòng)性鉆法，組配不同的附屬設(shè)備，可現(xiàn)場(chǎng)進(jìn)行采樣監(jiān)測(cè)、分析檢測(cè)、NAPLs偵測(cè)等工作。該技術(shù)的潛力在于可在鉆桿上裝置不同的附屬設(shè)備，以達(dá)到偵測(cè)DNAPLs位置的目的。常見(jiàn)的附屬設(shè)備或依托于該技術(shù)的探測(cè)方法有：膜界面?zhèn)鞲衅?membrane interface probe，MIP)、鹵化物傳感器(halo probe)和地下柔性襯管技術(shù)(flexibleliner underground technologies，F(xiàn)LUTe)等。該技術(shù)的局限性在于其僅適用于砂土、粉土、黏土的地層，在含有卵礫石層中，直推式鉆機(jī)無(wú)法鉆進(jìn)，同時(shí)DNAPLs可能沿鉆孔向下遷移[ 16]4-98，[ 62]。

氡-222(Radon-222)是一種從鈾-238天然分解而得的惰性氣體，普遍存在于含水層的溶解氣體中。沒(méi)有DNAPLs存在時(shí)，含水層中氡-222濃度很快達(dá)到平衡并保持不變。當(dāng)DNAPLs存在時(shí)，氡-222會(huì)溶解進(jìn)入DNAPLs導(dǎo)致其在地下空間濃度降低。故通過(guò)比較氡-222濃度可判斷DNAPLs分布。該技術(shù)的局限性在于：監(jiān)測(cè)氡-222需要精密復(fù)雜的采樣及分析技術(shù)；需事先對(duì)地塊氡-222背景濃度有充分了解，背景值應(yīng)較平均；是一種創(chuàng)新技術(shù)，使用時(shí)可供參考的資料不足[ 62]。

上述每種方法都有各自的優(yōu)點(diǎn)與限制(表7)，在實(shí)際操作中應(yīng)互相結(jié)合，比較對(duì)照，從而提高調(diào)查的分辨率，提高效率，節(jié)約成本。此外還有很多技術(shù)(如復(fù)電阻率法、電磁波井內(nèi)測(cè)法和氫質(zhì)子磁振法)應(yīng)用范圍較小，此處不贅述[ 61-62]。

5 結(jié)論與展望

該文綜述了DNAPLs在地下環(huán)境中的分布特點(diǎn)，旨在提高地塊環(huán)境調(diào)查過(guò)程中對(duì)DNAPLs的捕獲效率。判斷DNAPLs污染分布，應(yīng)綜合考慮地塊及其周邊的水文地質(zhì)條件和污染時(shí)間等因素,有針對(duì)性地設(shè)計(jì)調(diào)查方案。

表7 常用DNAPLs判定調(diào)查技術(shù)Table 7 Common investigation technologies

在調(diào)查工作中，需注意分層監(jiān)測(cè)。監(jiān)測(cè)時(shí)應(yīng)立足于地下水，兼顧土壤，靈活運(yùn)用各種調(diào)查技術(shù)，以達(dá)到摸清污染現(xiàn)狀，鎖定污染源的目的。結(jié)合DNAPLs在地下分布特點(diǎn)，筆者認(rèn)為在實(shí)際調(diào)查工作中應(yīng)加強(qiáng)對(duì)于弱透水介質(zhì)的調(diào)查，摸清污染源分布，避免修復(fù)結(jié)束后地下水中DNAPLs濃度反彈。在采用地球物理技術(shù)時(shí)，反演的多解性會(huì)造成的分析結(jié)果的不確定性，可通過(guò)先驗(yàn)信息的約束及其他調(diào)查方法結(jié)果驗(yàn)證來(lái)提高調(diào)查的準(zhǔn)確度。此外，目前對(duì)于DNAPLs在地下環(huán)境中的遷移行為研究大多忽視了時(shí)間尺度上DNAPLs 對(duì)與其接觸土壤礦物表面性質(zhì)的相互影響。在未來(lái)的研究中需關(guān)注地下孔隙、裂隙等通道表面在DNAPLs 存在的情況下，發(fā)生的性質(zhì)改變及性質(zhì)變化對(duì)DNAPLs遷移行為的影響。

參考文獻(xiàn)：

[1] 張孝飛,陳檣，鄧紹坡，等.污染場(chǎng)地修復(fù)過(guò)程中揮發(fā)性有機(jī)物(VOCs)污染研究進(jìn)展[ J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)，2015，31(6):831-834.[ ZHANG Xiao-fei，CHEN Qiang，DENG Shao-po,etal.Advances in the Study on Secondary Pollution of Volatile Orangic Compounds in Remediation of Contaminated Sites[ J].Journal of Ecology and Rural Environment，2015,31(6):831-834.]

[ 2] 單艷紅，林玉鎖，王國(guó)慶.加拿大污染場(chǎng)地的管理方法及其對(duì)我國(guó)的借鑒[ J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)，2009,25(3):90-93,108.[ SHAN Yan-hong，LIN Yu-suo，WANG Guo-qing.Approach to Management of Polluted Sites in Canada[ J].Journal of Ecology and Rural Environment,2009,25(3):90-93,108.]

[ 3] 施小清，吳吉春，劉德朋，等.飽和介質(zhì)中重非水相液體遷移的數(shù)值模擬及敏感性分析[ J].南京大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué))，2011，47(3):299-307.[ SHI Xiao-qing，WU Ji-chun，LIU De-peng,etal.Numerical Simulation of Transportation of Dense Nonaqueous Phase Liquids in the Subsurface Environment[ J].Journal of Nanjing University (Natural Sciences)，2011，47(3):299-307.]

[ 4] SALE T，NEWELL C，STROO H,etal.Frequently Asked Questions:Regarding Management of Chlorinated Solvents in Soils and Groundwater[ R].ESTCP，2008.

[ 5] HEIDRICH S，WEISS H，KASCHL A.Attenuation Reactions in a Multiple Contaminated Aquifer in Bitterfeld (Germany)[ J].Environmental Pollution，2004，129(2):277-288.

[ 6] 黃偉英.鐵礦石催化過(guò)氧化氫-過(guò)硫酸鈉去除地下水中三氯乙烯的研究[ D].北京:中國(guó)地質(zhì)大學(xué)，2011.[ HUANG Wei-ying.Using Iron Mineral Catalyzed Hydrogen Peroxide-Sodium Persulfate to Remove Trichloroethylene in Groundwater[ D].Beijing:China University of Geosciences,2011.]

[ 7] U. S. Environmental Protection Agency.Priority Pollutant List[ EB/OL].[ 2017-07-01].https:∥www.epa.gov/eg/toxic-and-priority-pollutants-under-clean-water-act#priority.

[ 8] PANKOW J F，CHERRY J A.Dense Chlorinated Solvents and Other DNAPLs in Groundwater[ M].Porland:Waterloo Press，1995.

[ 9] 張蔚，施小清，吳劍鋒，等.滲透率空間變異性對(duì)重非水相流體遷移的影響[ J].高校地質(zhì)學(xué)報(bào)，2013，19(4):677-682.[ ZHANG Wei，SHI Xiao-qing，WU Jian-feng,etal.Impacts of the Spatial Variation of Permeability on the Transport of Dense Non-Aqueous Phase Liquids in Porous Media[ J].Geological Journal of China Universities，2013，19(4):677-682.]

[ 10]U. S. Environmental Protection Agency.DNAPL Site Evaluation[ Z].EPA/600/R-93/022，1993.

[ 11]KHACHIKIAN C，HARMON T C.Nonaqueous Phase Liquid Dissolution in Porous Media:Current State of Knowledge and Research Needs[ J].Transport in Porous Media，2000，38(1/2):3-28.

[ 12]ESTCP.Decision Guide:A Guide for Selecting Remedies for Subsurface Releases of Chlorinated Solvents [ M].Hoboken，USA:John Wiley & Sons，Inc.，2011.

[ 13]劉銳，孟凡勇，文曉剛,等.揮發(fā)性氯代烴在土壤中的吸附行為研究進(jìn)展[ J].土壤學(xué)報(bào)，2012，49(1):165-172.[ LIU Rui，MENG Fan-yong，WEN Xiao-gang,etal.A Review of Studies on Sorption Behaviors of Volatile Chlorinated Hydrocarbons in Natural Soil[ J].Acta Pedologica Sinica，2012，49(1):165-172.]

[ 14]SCHWARZENBACH R P，GSCHWARZENBACH P M，IMBODEN D M.Environmental Organic Chemistry [ M].2nd ed.Journal of Contaminant Hydrology，2005，23(4):1197-1208.

[ 15]Interstate Technology & Regulatory Council.Integrated DNAPL Site Characterization and Tools Selection [ R].Washington DC,USA:Interstate Technology & Regulatory Council，DNAPL Site Characterization Team，2015.

[ 16]丁貞玉.重質(zhì)非水相液體(DNAPL)污染場(chǎng)地調(diào)查評(píng)估技術(shù)[ M].北京:化學(xué)工業(yè)出版社，2016.[ DING Zhen-yu.DNAPL Contaminated Site Survey Assessment Techniques[ M].Beijing:Chemical Industry Press,2016.]

[ 17]張雪，劉維濤，梁麗琛，等.多氯聯(lián)苯(PCBs)污染土壤的生物修復(fù)[ J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2016，35(1):1-11.[ ZHANG Xue，LIU Wei-tao，LIANG Li-chen,etal.Bioremediation of Soil Polluted by Polychlorinated Biphenyls (PCBs)[ J].Journal of Agro-Environment Science，2016，35(1):1-11.]

[ 18]RAJENDRAN R B，IMAGAWA T，TAO H,etal.Distribution of PCBs，HCHs and DDTs，and Their Ecotoxicological Implications in Bay of Bengal，India[ J].Environment International，2005，31(4):503-512.

[ 19]ZHOU W，ANITESCU G，RICE P A,etal.Supercritical Fluid Extraction-xidation Technology to Remediate PCB-Contaminated Soils/ Sediments:An Economic Analysis[ J].Environmental Progress，2004，23(3):222-231.

[ 20]關(guān)于持久性有機(jī)污染物的斯德哥爾摩公約[ EB/OL].[ 2017-07-01].https:∥www.google.com/url?sa=t&rct=j&q=&esrc=s&source=web&cd=1&ved=0ahUKEwjHpZ3-7-3UAhWk0FQKHdWqBxgQFggnMAA&url=http%3A%2F%2Fwww.wipo.int%2Fedocs%2Flexdocs%2Ftreaties%2Fzh%2Funep-pop%2Ftrt_unep_pop.pdf&usg=AFQjCNHi_vcbfVAzVOQIXRTH_TUXwctPVw.

[ 21]闕明學(xué).我國(guó)土壤中多氯聯(lián)苯污染分布及源解析[ D].哈爾濱：哈爾濱工程大學(xué)，2007.[ QUE Ming-xue.Pollution Distribution and Source Analysis of PCBs in Chinese Surface Soil[ J].Harbin:Harbin Engineering University,2007.]

[ 22]徐春霞.煤焦油的性質(zhì)與加工利用[ J].潔凈煤技術(shù)，2013，19(5):63-67.[ XU Chun-xia.Characteristics and Processing Utilization of Coal Tar[ J].Clean Coal Technology，2013，19(5):63-67.]

[ 23]苗強(qiáng).生物質(zhì)油與重油共減黏裂化的可行性研究[ J].潔凈煤技術(shù),2015(3):75-78.[ MIAO Qiang.Feasibility Study of Co-Vis Breaking to Coal Tar or Biomass-Oil and Heavy Oil[ J].Clean Coal Technology,2015(3):75-78.]

[ 24]楊金鑫.廢輪胎與煤焦油共熱解制備燃料油和炭黑工藝研究[ D].南昌:江西理工大學(xué)，2014.[ YANG Jin-xin.The Copyrolysis Process Study of Waste Tire With Coal Tar for Fuel Oil and Carbon Black[ D].Nanchang:Jiangxi University of Science and Technology，2014.]

[ 25]International Agency for Research on Cancer.List of Classifications[ EB/OL].[ 2017-07-01].http:∥monographs.iarc.fr/ENG/Classification/List_of_Classifications.pdf.

[ 26]周萍.煤焦油凈化制備泡沫碳[ D].貴陽(yáng):貴州大學(xué)，2016.[ ZHOU Ping. Coal Tar Purification to Prepare Carbon Foam [ D].Guiyang:Guizhou University,2016.]

[ 27]BLANCO C G，CANGA J S，DOMNGUEZ A，etal.Flame Ionization Detection Relative Response Factors of Some Polycyclic Aromatic Compounds:Determination of the Main Components of the Coal Tar Pitch Volatile Fraction[ J].Journal of Chromatography A，1992，607(2):295-302.

[ 28]許友卿，梅婕，丁兆坤.多氯聯(lián)苯對(duì)水生動(dòng)物抗氧化酶的影響及機(jī)理[ J].水產(chǎn)科學(xué)，2014，33(4):258-262.[ XU You-qing，MEI Jie，DING Zhao-kun.Effects and Mechanisms of Polychlorinated Biphenyls(PCBs) on Antioxidases in Aquatic Animals[ J].Fisheries Science，2014,33(4):258-262.]

[ 29]TEAM I I.Technical/Regulatory Guidance:Integrated DNAPL Site Strategy[ Z].Washington DC,USA:ITRC,2011:1-209.

[ 30]U. S. Environmental Protection Agency.Site Characterization Technologies for DNAPL Investigations[ Z].EPA 542-R-04-017，2004.

[ 31]程洲，吳吉春，徐紅霞,等.DNAPL在透鏡體及表面活性劑作用下的遷移研究[ J].中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2014，34(11):2888-2896.[ CHENG Zhou，WU Ji-chun，XU Hong-xia,etal.Investigation of the Migration Characteristic of DNAPL in Aquifer With Lenses and Under the Action of Surfactant Flushing[ J].China Environmental Science，2014，34(11):2888-2896.]

[ 32]SCHWILLE F.Dense Chlorinated Solvents in Porous and Fractured Media:Model Experiments[ M].Chelsea，USA:Lewis Publishers，1988:23-65.

[ 33]KAMALJIT S，ROBERT K N.Non-Aqueous Phase Liquid Spills in Freezing and Thawing Soils:Critical Analysis of Pore-Scale Processes[ J].Critical Reviews in Environmental Science and Technology，2013，43(6):551-597.

[ 34]FETTER C W.Contaminant Hydrogeology[ M].Upper Saddle River，USA:Prentice Hall，1999:711-738.

[ 35]劉雪松，蔡五田，李勝濤.石油類污染場(chǎng)地土壤與地下水污染調(diào)查實(shí)例分析[ J].水文地質(zhì)工程地質(zhì)，2010，37(4):121-125.[ LIU Xue-song，CAI Wu-tian，LI Sheng-tao.Survey of Soil and Groundwater Contamination in Oil Pollution Site[ J].Hydrogeology & Engineering Geology，2010，37(4):121-125.]

[ 36]PARKER B L，CHERRY J A，CHAPMAN S W,etal.Review and Analysis of Chlorinated Solvent Dense Nonaqueous Phase Liquid Distributions in Five Sandy Aquifers[ J].Vadose Zone Journal，2003，2(2):116-137.

[ 37]KUEPER B H，MCWHORTER D B.The Behavior of Dense，Nonaqueous Phase Liquids in Fractured Clay and Rock[ J].Groundwater，1991，29(5):716-728.

[ 38]REYNOLDS D A,KUEPER B H.Numerical Examination of the Factors Controlling DNAPL Migration Through a Single Fracture[ J].Groundwater，2002，40(4):368-377.

[ 39]DEARDEN R A，NOY D J，LELLIOTT M R,etal.Release of Contaminants From a Heterogeneously Fractured Low Permeability Unit Underlying a DNAPL Source Zone[ J].Journal of Contaminant Hydrology，2013，153:141-155.

[ 40]LUCIANO，VIOTTI P，PAPINI M P.Laboratory Investigation of DNAPL Migration in Porous Media[ J].Journal of Hazardous Materials，2010，176(1/2/3):1006-1017.

[ 41]STEPHENS D B，KELSEY J A，PRIEKSAT M A,etal.DNAPL Migration Through a Fractured Perching Layer[ J].Groundwater，1998，36(4):605-610.

[ 42]LONGINO B L，KUEPER B H.The Use of Upward Gradients to Arrest Downward DNAPL Migration in the Presence of Solubilizing Surfactants[ J].Canadian Geotechnical Journal，2011，32(2):296-308.

[ 43]ALAZAIZA M Y D，SU K N，BOB M M,etal.Influence of Macro-Pores on DNAPL Migration in Double-Porosity Soil Using Light Transmission Visualization Method[ J].Transport in Porous Media,2017，117(1):103-123.

[ 44]EWING R P，BERKOWITZ B.Stochastic Pore-Scale Growth Models of DNAPL Migration in Porous Media [ J].Advances in Water Resources，2001，24(3/4):309-323.

[ 45]MING W，CHENG Z，WU J F,etal.Precise Simulation of Long-Term DNAPL Migration in Heterogeneous Porous Media Based on Light Transmission Micro-Tomography[ J].Journal of Environmental Chemical Engineering,2017，5(1):725-734.

[ 46]CHENG Z，GAO B，XU H X,etal.Effects of Surface Active Agents on DNAPL Migration and Distribution in Saturated Porous Media [ J].Science of the Total Environment，2016，571:1147-1154.

[ 47]GERHARD J I，PANG T，KUEPER B H.Time Scales of DNAPL Migration in Sandy Aquifers Examined via Numerical Simulation[ J].Groundwater，2007，45(2):147-157.

[ 48]SWEIJEN T，HARTOG N，MARSMAN A,etal.The Transport Behaviour of Elemental Mercury DNAPL in Saturated Porous Media:Analysis of Field Observations and Two-Phase Flow Modelling[ J].Journal of Contaminant Hydrology，2014，161:24-34.

[ 49]ZHENG F，GAO Y，SUN Y,etal.Influence of Flow Velocity and Spatial Heterogeneity on DNAPL Migration in Porous Media:Insights From Laboratory Experiments and Numerical Modelling[ J].Hydrogeology Journal，2015，23(8):1703-1718.

[ 50]PASSATORE L，ROSSETTI S，JUWARKAR A A,etal.Phytoremediation and Bioremediation of Polychlorinated Biphenyls (PCBs):State of Knowledge and Research Perspectives[ J].Journal of Hazardous Materials，2014，278:189-202.

[ 51]LIPSON D S，KUEPER B H，GEFELL M J.Matrix Diffusion-Derived Plume Attenuation in Fractured Bedrock[ J].Ground Water，2005，43(1):30-39.

[ 52]YANG Z B，NIEMI A，F(xiàn)AGERLUND F,etal.Effects of Single-Fracture Aperture Statistics on Entrapment，Dissolution and Source Depletion Behavior of Dense Non-Aqueous Phase Liquids[ J].Journal of Contaminant Hydrology，2012，133:1-16.

[ 53]鄧亞平，張燁，施小清，等.非均質(zhì)裂隙介質(zhì)中重非水相流體遷移[ J].水科學(xué)進(jìn)展，2015，26(5):722-730.[ DENG Ya-ping，ZHANG Ye，SHI Xiao-qing,etal.Study on the Migration of Dense Non-Aqueous Phase Liquids in Heterogeneous Fractured Media[ J].Advances in Water Science，2015，26(5):722-730.]

[ 54]DEMENICO P A，SCHWARTZ F W.Physical and Chemical Hydrogeology[ M].New York,USA： John Wiley Sons，1990:334-414.

[ 55]MENDOZA C A，F(xiàn)RIND E O.Advective-Dispersive Transport of Dense Organic Vapors in the Unsaturated Zone:2.Sensitivity Analysis[ J].Water Resources Research，1990，26(3):388-398.

[ 56]MENDOZA C A，MCALARY T A.Modeling of Groundwater Contamination Caused by Organic Solvent Vapors[ J].Groundwater，1990，28(2):199-206.

[ 57]U. S. Army Corps of Engineers.Engineering and Design： Soil Vapor Extraction and Bioventing[ Z]．EM1110-1-4001，2002.

[ 58]STROO H F，LEESON A，MARQUSEE J A,etal.Chlorinated Ethene Source Remediation:Lessons Learned[ J].Environmental Science & Technology，2012，46(12):6438-6447.

[ 59]CHAPMAN S W，PARKER B L.Plume Persistence Due to Aquitard Back Diffusion Following Dense Nonaqueous Phase Liquid Source Removal or Isolation[ J].Water Resources Research，2005，41(12):2179-2187.

[ 60]PARKER B L，CHAPMAN S W，GUILBEAULT M A.Plume Persistence Caused by Back Diffusion From Thin Clay Layers in a Sand Aquifer Following TCE Source-Zone Hydraulic Isolation[ J].Journal of Contaminant Hydrology，2008，102(1/2):86-104.

[ 61]劉雪松，蔡五田，李勝濤.土壤與地下水中DNAPL的污染機(jī)理與調(diào)查技術(shù)[ J].油氣田環(huán)境保護(hù)，2011，21(6):37-39.[ LIU Xue-song,CAI Wu-tian,LI Sheng-tao.Survey of Soil and Groundwater Contamination in Oil Pollution Site[ J].Environmental Protection of Oil & Gas Fields，2011，21(6):37-39.]

[ 62]車(chē)明道.DNAPLs調(diào)查技術(shù)簡(jiǎn)介[ J].臺(tái)灣土壤及地下水環(huán)境保護(hù)協(xié)會(huì)，2002(4):19-22.[ CHE Ming-dao.DNAPL Survey Technology Overview[ J].TASGEP Newsletter,2002(4):19-22.]