飽和多孔介質中DNAPL污染源區結構及質量溶出

王慧婷,徐紅霞,郭瓊澤,施小清,孫媛媛,吳吉春

飽和多孔介質中DNAPL污染源區結構及質量溶出

王慧婷,徐紅霞*,郭瓊澤,施小清,孫媛媛,吳吉春**

(南京大學地球科學與工程學院水科學系,表生地球化學教育部重點實驗室,江蘇 南京 210023)

為探究重非水相液體(DNAPL)在地下水中的運移和溶出行為,選取四氯乙烯(PCE)為代表,采用透射光法動態監測PCE在二維砂箱中的運移和分布,并以頂空氣相色譜法監測其質量溶出,在此基礎上通過乙醇沖洗來改變PCE分布,對比分析相應源區結構和溶出濃度的變化.結果表明:PCE的運移以垂向入滲為主,并伴隨由毛細管力引起的橫向遷移;污染源區面積和溶出濃度的變化具有明顯一致性,均先迅速增大而后趨于平穩,由于泄露量小,70.7%的PCE以ganglia態殘留在運移路徑上.乙醇主要通過增溶作用改變污染源區結構,對PCE的空間展布影響弱,乙醇沖洗后ganglia態PCE占比增至99.6%,GTP值從2.4增至257.隨著乙醇沖洗體積的增加,PCE源區面積從100cm2減至50cm2,對應溶出濃度從114mg/L減至12mg/L,二者呈較好的線性關系(2=0.76).此外,連續監測結果顯示,在本研究的實驗條件下,無論是否經過乙醇沖洗, PCE污染源區結構和其相應的質量溶出可以在一定時間內(至少16PVs)保持穩定.

重非水相液體；透射光法；遷移；源區結構；質量溶出

隨著石油化工產業的發展,以含氯有機溶劑,如三氯乙烯(TCE)、四氯乙烯(PCE)為代表的重非水相液體(DNAPL)在生產運輸和使用過程中進入地下環境,由此造成的DNAPL污染被認為是當前最具挑戰的環境問題之一[1-4].DNAPL具有密度大、溶解度小和低粘滯性等特征,一旦泄露,將在重力、毛細管力和粘滯力的綜合作用下向下運移,最終形成被截留在遷移路徑上的非連續殘留相(ganglia)和在低滲透性的透鏡體或含水層底部累積而成的污染池(pool).DNAPL的微溶性使得其向周圍地下水體發生緩慢且持久的溶出,成為穩定的長期污染源,嚴重威脅地下水環境和人體健康[5-6].因此,開展DNAPL 在地下水中的運移規律和溶出機制研究,可為DNAPL污染場地的風險評估以及相應防控和修復措施的制定提供科學依據,具有重要現實意義.

國內外已有研究表明,DNAPL在含水層中的運移和分布受多種因素影響,包括DNAPL物理化學性質、泄露條件、多孔介質的非均質性、地下水流速等[7-17].數值模擬研究結果顯示地下水流速和介質非均質性共同控制著DNAPL的運移和空間分布[11]. Molnar等[14]的砂箱實驗研究表明“DNAPL-水-介質”三相體系中的界面張力和接觸角直接影響DNAPL在多孔介質中的空間分布.已有研究多側重于DNAPL運移和修復方面,關于DNAPL溶出的研究相對缺乏,且多集中在研究DNAPL質量去除和濃度下降的關系以及污染物修復效率的問題上[18-23],這些研究發現DNAPL的源區結構是影響溶解過程的關鍵,如在砂箱實驗中表面活性劑的沖洗會造成PCE的垂向遷移,使污染羽分布范圍進一步擴大,進而導致污染物出流濃度增大[20].但是針對定量表征DNAPL源區結構,分析其和溶出濃度相關關系的研究鮮有報道.

本研究通過室內模擬實驗來研究地下水中DNAPL的運移和溶出行為.選取四氯乙烯(PCE)作為典型DNAPL污染物,采用透射光法動態監測PCE在二維砂箱中的運移行為,多參數定量刻畫PCE的源區結構,同時監測PCE的溶出濃度,在此基礎上采用乙醇沖洗的方式改變PCE的分布,對比分析沖洗前后PCE源區結構特征和相應溶出濃度的變化,以期更好地理解地下水中DNAPL的運移和溶出過程,為DNAPL污染的風險評估和修復提供理論參考.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置與材料

1.1.1 二維砂箱 本實驗所用砂箱裝置如圖1所示.砂箱長20cm,高32cm,厚1.65cm,由3個鋁框和兩塊強化玻璃板組成,中心框兩側為兩塊強化玻璃板,二者用橡膠條和玻璃膠密封,玻璃板外側為外鋁框,以螺釘連接固定.砂箱中心框的頂蓋中部設置污染物注入孔;中心框左右兩側各設置3個孔,分別作為水流進入口和出流口,內側均設有凹槽分別作為進水井和出水井,井壁包裹200目不銹鋼濾網以防止裝填的石英砂進入凹槽.砂箱填充的介質為天然石英砂(Accusand, Unimin, USA),背景介質為40~50目中砂,平均粒徑0.35mm,在砂箱頂底部各裝填約1cm厚的70~80目細砂,平均粒徑為0.21mm,以防DNAPL逸出和滲漏.

圖1 實驗砂箱示意

1.1.2 透射光監測系統 本研究采用透射光法(LTM)監測DNAPL在二維砂箱中的遷移和再分布行為.該監測系統主要包括二維砂箱,光源以及CCD相機(AP2E,Apogee Instruments, Auburn, CA)3個部分.砂箱一側為CCD相機,另一側為LED燈箱(光源),砂箱與相機之間用遮光板封閉,以保證CCD相機接受的光均來自燈箱發出并穿過砂箱后的光線.CCD相機采用尼康鏡頭(AF Nikkor 24-85mm F/2.8-4, Japan),并通過專業控制軟件(Maxim DL, Ottawa, ON)與計算機連接,自動接收并記錄不同時刻透過砂箱的光強值.

1.1.3 化學試劑 實驗用石英砂在使用之前需先后用硝酸(HNO3)和氫氧化鈉(NaOH)溶液浸泡清洗以去除雜質,所用HNO3為分析純(65%~68%,成都市科龍化工試劑廠),NaOH為分析純(>97%,南京寧試化學試劑有限公司).選取四氯乙烯(PCE)作為特征污染物,實驗所用PCE為優級純(>99.5%,Sigma- Aldrich化學品公司),密度為1.625g/mL,水中溶解度約為200mg/L(25℃).為便于觀察PCE在砂箱中的運移和分布,用溶于有機物而不溶于水的染色劑油紅-O將PCE染成紅色,染色濃度為0.05g/L, Taylor等[12]的研究表明在該濃度下PCE的理化性質無明顯變化.所用油紅-O為分析純(>99%,北京索萊寶科技有限公司).使用體積分數為50%的乙醇(C2H5OH)沖洗改變污染物分布,所用C2H5OH為分析純(>99.7%,國藥集團化學試劑有限公司).實驗用水均為超純水,將去離子水通過優普超純水儀凈化系統獲得,并在使用前作除氣處理.

1.2 實驗過程

在裝填砂箱前,分別用0.25mol/L的HNO3和0.25mol/L的NaOH溶液浸泡石英砂24h,以純水沖洗至pH值為7.0,然后45℃烘干備用[24].采用濕法裝填砂箱,裝填完畢后,計算砂箱孔隙度為0.31,總孔隙體積(PV)為330cm3.

用蠕動泵(LSP01-2A,Longer Pump)將純水由左側注入口注入砂箱,控制流速為1m/d,模擬天然地下水流速,連續沖洗砂箱至穩定.控制注射泵(BT100- 1F,Longer Pump)和氣密注射器(1002TLL, HAMILTON)以0.1mL/min的恒定速率從頂部注樣口注入PCE,連續注入45min.注入PCE之前用CCD相機拍照,記錄背景光強值.在PCE注入和注入結束后的再分布過程中,通過透射光監測系統,用CCD相機按照預設時間間隔拍攝,實時監測透過砂箱光強值的變化,同時定期采集出水口水樣,頂空-氣相色譜法測定樣品中PCE的濃度.

待砂箱中PCE的分布和溶出濃度達到穩定后,以一定體積的50%乙醇溶液沖洗砂箱以獲取不同的PCE污染源區結構,持續監測PCE源區結構的變化和相應PCE溶出濃度,待穩定后,再次通入乙醇溶液,連續3次重復上述過程.根據注入乙醇的量(0、3、6、9PVs),實驗分為4組,記為s-1,s-2, s-3,s-4.

1.3 分析方法

1.3.1 PCE源區結構 本研究采用飽和度、污染源質心和擴展范圍、污染源區面積、離散狀與池狀PCE的體積比(GTP)等參數來綜合表征DNAPL的源區結構特征[25],以下為各參數具體分析過程.在PCE的入滲和再分布實驗過程中,用CCD相機連續拍攝圖片記錄透過砂箱的光強值,使用MATLAB R2016b軟件對光強數據進行處理,獲得相應時刻PCE在砂箱中的飽和度分布,并定義當后一時刻的圖像分析結果和前一時刻無明顯差別時,認為PCE在砂箱中的再分布達到穩定[26].本實驗在飽和砂箱中進行,故考慮水-NAPL兩相系統,按下式計算PCE的飽和度[7]:

式中:o為油相(NAPL相)的飽和度;s和oil分別為完全飽水與完全飽油下的每一個計算單元的光強值;為透射光光強.

基于飽和度的分析結果,采用空間矩分析方法,定量砂箱中PCE污染源區的質心以及繞質心的展布范圍,分析DNAPL在空間上的變化特征[27-28].空間矩的定義如下:

通過飽和度的分布和單個計算單元的面積計算得到不同時刻的PCE的污染源區面積.為了更加直觀的表現污染源區結構變化,定義污染源區PCE飽和度低于殘余飽和度(nr=0.12)的區域稱為不連續的離散狀(ganglia)PCE,高于殘余飽和度的區域稱為池狀(pool)PCE[29],離散狀與池狀PCE的體積比即為GTP,是定量表征DNAPL污染源區結構特征的重要參數之一.

1.3.2 PCE濃度測定 采用氣相色譜-頂空聯用儀測定水樣中PCE濃度.頂空進樣器(HT3,Teledyne Tekmar, USA)自動進樣,氣相色譜儀(6890N,Agilent Technologies, USA)測定PCE的出流濃度.分析條件:通過逐步升溫程序增大柱箱溫度,色譜柱(JAW122-5532,DB-5ms)長30m,內徑0.25mm.采用火焰離子檢測器(FID, ?ame ionization detection)檢測PCE的濃度,FID的溫度在整個檢測過程中維持在300℃.爐內升溫程序為40℃下保持2min后,以10℃/min的速度升溫到70℃,再以20℃/min的速度升溫到110℃,并保持3min[30].

2 結果與討論

2.1 PCE在二維砂箱中的入滲、再分布和溶出

采用透射光法再現PCE在砂箱中的入滲和再分布過程,刻畫污染區的源區結構,分析PCE在砂箱中運移分布的不同時刻污染源區結構和質量溶出濃度隨時間的變化關系.

圖2是PCE在入滲和注入停止后的再分布過程中不同時刻的飽和度分布.從圖中可以看出,PCE泄露后在重力作用下快速下滲,并伴有由毛細壓力引起的側向遷移,注入停止后(45min),PCE繼續向下運移,3h后PCE的前端鋒面到達底部細砂層,由于無法克服細砂層中增大的毛細壓力而在其上方聚積并沿水流方向側向遷移.實驗進行5h后,PCE在砂箱內的飽和度分布變化幅度減弱,趨于穩定.根據1.3節中對再分布達到穩定的定義,若無特別說明,本研究中所有砂箱實驗均進行24h.值得注意的是,本砂箱實驗模擬的是均質情形,但人工裝填過程中局部的非均質難以完全避免,從圖2的運移結果中可以觀察到明顯的指狀優先流,表明多孔介質中即使是很微小的局部非均質也會對DNAPL的遷移行為產生顯著影響.

基于上述飽和度分析結果,采用空間矩方法來定量描述PCE在二維空間上的分布特征,分析入滲和再分布階段PCE污染源區的質心和空間展布隨時間的變化.在前期入滲過程中,由于存在注入壓力,水平和垂向上的展布范圍均快速增大,并在5h后趨于穩定(圖3);質心在垂向上表現為先快速下移而后趨于穩定,而其在水平方向上的變化幅度非常小,基本穩定在砂箱中部(11cm左右),說明1m/d的流速對PCE沿水流方向的橫向遷移無明顯促進作用,這和高燕維等[10]的研究結論一致,后者在砂箱實驗中模擬PCE泄漏的速率為2mL/min,是本研究中PCE注入速率的20倍,進一步表明在1m/d的地下水流速情形下,DNAPL污染源區的橫向展布受水動力條件的影響較弱.

為了更直觀地了解污染源區中PCE的飽和度分布動態變化,以飽和度為橫坐標(間隔0.01),統計不同飽和度區間內PCE的體積分數,繪制不同時刻PCE的飽和度分布直方圖,同時計算相應GTP值(圖4).從圖中可以看出,隨著PCE的入滲運移,其在砂箱中的飽和度分布快速向低值區間集中并逐漸趨于穩定,最大飽和度從入滲初期(10min)的0.32減小到再分布達穩定時的0.27,而相應GTP值則表現出非線性變化的特點.在PCE運移至砂箱底部之前,GTP值隨著運移時間不斷增大,從10min時的0.2增大到3h時的2.7.此時砂箱中PCE的前端鋒面到達砂箱底部,之后在砂箱底部累積形成pool,因此GTP值開始減小,最終穩定在2.4.總體而言,由于本實驗的總注入量較少(4.5mL),大部分PCE在運移路徑上被截留,以不連續的離散態ganglia形式存在(70.7%),以連續態pool狀分布的PCE較少,意味著所形成的污染源區中主要為低飽和度PCE,這種DNAPL源區結構特征和泄露量大時形成以pool狀DNAPL為主的分布差異顯著[10],將直接影響DNAPL的溶出行為.Nambi等[18]的研究表明,DNAPL的溶出濃度主要取決于離散態污染物的存在量,因為以ganglia形式存在的DNAPL和水相溶液有良好的接觸,表現出較高的界面傳質速率,而pool狀DNAPL區域內水相的相對滲透率會降低,水和NAPL的有效接觸面積變小,進而導致溶解速率較低.

圖3 PCE污染源區的質心位置和空間展布隨時間的變化

圖4 入滲-再分布過程中PCE飽和度頻率分布直方圖(Max代表飽和度的最大值)Fig.4 Histogram of PCE saturation during the infiltration and redistribution process

砂箱中PCE的污染源區面積隨時間的變化關系顯示(圖5),PCE注入之后,所形成的污染源區面積迅速增大,當PCE入滲到達底部細砂層時(3h)達到最大值112cm2,繼而在細砂層上部的累積導致相應的源區面積有所減小,運移5h后源區面積基本穩定在100cm2左右.本實驗在以透射光系統動態監測PCE運移和分布的同時,通過取樣測定來分析流出液中PCE的溶出濃度.從圖5所示濃度曲線可以看出,注入60min后PCE開始在流出液中被檢出,隨后溶出濃度值隨時間快速增加,280min后濃度值達91.4mg/L,之后呈緩慢增加趨勢,在PCE分布達穩定后,其濃度也基本穩定在114mg/L左右,此時對應的GTP值為2.4,整個砂箱中有機相的平均飽和度為1.4%.Suchomel等[31]用20~30目和40~50目的混合石英砂填裝了150cm(長)×48cm(高)×1.4cm(厚)的二維砂箱,并用該裝置進行了PCE的溶解和修復實驗,結果發現在PCE的GTP值為1.6,平均飽和度為1.1%的實驗條件下監測到PCE的溶出濃度為(95±20)mg/L.本實驗比其濃度值大,這可能是由于本研究中平均飽和度更高且GTP值更大所致.在砂箱實驗中監測到的最高溶出濃度值和常溫下PCE在水中的溶解度(200mg/L)有明顯差距,這主要由污染源區到取樣點之間的稀釋作用以及溶解速率受限導致[32].

綜合對比圖5中PCE污染源區面積和溶出濃度的變化曲線,兩者一致性顯著,都呈現出先迅速增大然后逐漸趨于平穩的趨勢,表明PCE的質量溶出和污染源區面積密切相關.Wu等[15]人在利用表面活性劑強化處理DNAPL污染物的砂箱實驗中也發現,1,2-二氯乙烯(1,2-DCA)的溶出濃度與其污染源區擴散面積具有很好相關關系.這些研究結果說明多孔介質中DNAPL污染的源區面積顯著影響其在地下水中的質量溶出.

圖5 PCE污染源區面積和溶出濃度隨時間的變化

2.2 乙醇沖洗后PCE源區結構和溶出濃度

為了進一步考察DNAPL污染源區結構和質量溶出的關系,選用對NAPL增溶效果好而增流作用不明顯的乙醇來沖洗砂箱[33],獲取不同PCE源區結構,分析乙醇沖洗前后PCE源區結構和溶出濃度的變化,通過該方法可以保障包括多孔介質組成在內的多種因素均保持不變,僅考慮污染源區結構對DNAPL在地下水中溶出行為的影響.

對s-2、s-3和s-4各組實驗的連續監測結果顯示,結束乙醇沖洗后,PCE在砂箱中的分布均能重新達到穩定.圖6和圖7分別是4組實驗中PCE污染源區達穩定狀態時對應的飽和度分布、污染羽質心位置和空間展布.對比各實驗組的PCE分布,乙醇沖洗并未造成PCE污染源區的擴大,質心位置也無明顯偏移(圖7(a)),說明在沖洗過程中未發生明顯的增流現象.從圖7(b)可以看出,經3PVs的乙醇沖洗后(s-2),PCE污染源區在橫向和垂向上的展布范圍均變小,而之后的2次沖洗(s-3,s-4)對污染物源區空間展布的影響較小.在此基礎上,計算飽和度頻率分布和GTP值(圖8),進一步分析由乙醇沖洗造成的PCE污染源區結構的變化.從圖中可以看出,隨著乙醇的沖洗,PCE的最大飽和度值逐漸變小,其值從s-1組的0.27減小到s-4組的0.16,GTP值從2.4急劇增大為257.乙醇主要是通過溶解作用減少污染源區的NAPL相,pool狀PCE在乙醇沖洗下不斷被溶解并形成更多的不連續離散態PCE,相應pool狀PCE的占比從29.3%減小至0.4%,而原有ganglia狀PCE則進一步轉化成更小ganglia形態,PCE飽和度分布整體更集中于低飽和度區間.總體而言,4組實驗中PCE的飽和度都集中于低飽和度區間,ganglia狀PCE的占比遠大于pool狀PCE,相較以pool狀NAPL為主的污染源區結構,該種分布結構更有利于污染物的質量溶出[18].

圖7 不同體積乙醇沖洗后PCE污染羽的質心位置和空間展布

圖8 不同體積乙醇沖洗后PCE飽和度頻率分布直方圖

在結束乙醇沖洗后,對PCE在純水中的污染源區面積和溶出濃度進行連續監測(圖9).從圖中可以看出,4組實驗中PCE的源區面積和溶出濃度在再分布達穩定后,均在本次實驗的監測期間內(24h,約16PVs)基本保持不變. Difilippo等[21]研究了均質和非均質砂箱中TCE的溶解過程,連續的監測結果也表明,在均質條件下TCE在水中的溶出濃度會在一定時間內(30~100PVs)保持穩定.伍斌等[16]在砂箱實驗中連續監測了抽出處理過程中1,2-DCA和PCE在純水中溶出濃度變化,結果顯示1,2-DCA的溶出濃度先增大,而后不斷減小,基本沒有經歷穩定期;而PCE的溶出濃度卻出現了一段長時間(約3d)的穩定期.上述地下水中NAPL溶出濃度變化趨勢的差異主要源自NAPL自身溶解度的不同.較之1,2-DCA, PCE和TCE的溶解度相對很小,由溶解而導致的源區結構變化也相應比較緩慢,故能在一定時期內維持較為穩定的質量溶出過程.1,2-DCA的溶解度高達8520mg/L,是PCE的40多倍,意味著1,2-DCA的溶解在短時間內就會造成NAPL總量明顯減小,因而其在地下水中的質量溶出表現為動態降低過程.本次研究中初始注入的NAPL總量比較小(4.5mL),經3次乙醇沖洗后,砂箱中有機相PCE量減小至1.6mL,因此雖然s-4組的GTP高達257,但是砂箱流出液中測得PCE的溶出濃度僅為12mg/L,遠低于其他3組中的濃度.

圖9 不同體積乙醇沖洗后PCE污染源區面積和濃度隨時間的變化

圖10 PCE污染源區面積和溶出濃度的相關關系

除自身理化性質外,DNAPL污染源區的分布面積對其在地下水中的溶出行為影響顯著[15].對比各組實驗PCE分布達穩定后的污染源區面積和質量溶出濃度(圖9),發現二者均隨著乙醇的沖洗而顯著降低,經過3次乙醇沖洗,PCE的源區面積由s-1組的100cm2減小為s-4組的50cm2,對應溶出濃度從114mg/L降低至12mg/L,二者呈現出明顯的相關性.為了進一步量化二者的相關關系,對其進行回歸擬合(圖10),結果表明源區面積和質量溶出濃度之間存在著較好的線性關系,相關系數2為0.76. Wu等[15]在表面活性劑溶液強化抽出處理1,2-DCA的實驗中,選取了各組實驗水樣中1,2-DCA濃度達最大后的時間段進行擬合,發現1,2-DCA的分布面積與抽水水樣中1,2-DCA之間的濃度都有顯著的線性關系,且線性相關關系在介質粒徑、抽水流速和投放表面活性劑濃度發生變化的條件下依然成立.

3 結論

3.1 PCE在砂箱中的遷移以垂向入滲為主,伴隨由毛細管力引起的橫向遷移,1m/d的地下水流速對DNAPL污染源區的橫向展布影響較弱;泄露量較小時,PCE主要以ganglia態殘留在運移路徑上(本實驗占比達70.7%).

3.2 連續監測結果表明,PCE的污染源區面積和溶出濃度均先迅速增大而后趨于穩定,兩者的變化表現出明顯一致性;由于污染源區到取樣點間的稀釋以及在砂箱中溶解速率受限,流出液中PCE的最高檢出濃度(114mg/L)低于其溶解度.

3.3 乙醇主要通過增溶作用改變PCE的污染源區結構,對其空間展布范圍的影響較小.經乙醇沖洗, NAPL相的PCE溶解成飽和度更小的殘余相.

3.4 在本次模擬實驗條件下,無論是否經過乙醇沖洗,分布穩定后的PCE污染源區結構及其質量溶出能夠在一定時間內(至少16PVs)保持穩定.隨著乙醇沖洗體積的增加,PCE源區面積和溶出濃度均隨之減小,且二者呈較好的線性關系(2=0.76).

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Dense non-aqueous phase liquid source zone architecture and dissolution in saturated porous media.

WANG Hui-ting, XU Hong-xia*,GUO Qiong-ze, SHI Xiao-qing, SUN Yuan-yuan, WU Ji-chun**

(State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, Department of Hydrosciences, School of Earth Sciences and Engineering, Nanjing University, Nanjing 210023, China)., 2019,39(8)：3474~3483

To investigate the migration and dissolution of dense non-aqueous phase liquid (DNAPL) in groundwater, tetrachloroethylene (PCE) was selected as the representative in this study. The migration and distribution process of PCE in a two-dimensional (2-D) sandbox were dynamically monitored by light transmission method, while the PCE dissolution was determined using headspace gas chromatograph. Ethanol flushing was then performed to alter the PCE distribution in the sandbox, and the corresponding changes in source zone architecture and dissolution concentration were analysed. Results showed that the migration of PCE was mainly downwards vertical infiltration, accompanied by lateral spreading caused by capillary force. During the migration process, the changes of the PCE source area and the dissolved concentration were obviously consistent, both of which increased rapidly and then stabilized. Due to the small amount of leakage, 70.7% of the PCE was trapped in the migration path and existent as discontinuous ganglia. Ethanol flushing changed the source zone architecture mainly via solubilization, while it exhibited a weak influence on the spatial distribution of PCE. After being flushed with ethanol, the percentage of ganglia PCE increased to 99.6%, and the GTP value increased from 2.4 to 257. With the increase of ethanol flushing volumes, the PCE source zone area decreased from 100cm2to 50cm2and the dissolved concentration decreasedfrom 114mg/L to 12mg/L, and the two showed a good relationship (2=0.76). In addition, continuous monitoring results showed that in the current study, the source zone architecture and dissolution of PCE could remain stable for a certain period of time (at least 16PVs), regardless of whether it was flushed with ethanol or not.

DNAPL；light transmission method；migration；source zone architecture；dissolution

X523

A

1000-6923(2019)08-3474-10

王慧婷(1995-),女,湖南邵陽人,南京大學碩士研究生,研究方向為DNAPL在地下水中的運移和溶出.

2019-01-21

國家自然科學基金資助項目(41730856,U1503282,41877182);中央高?；究蒲袠I務費專項資金資助項目(020614380090)

*責任作者, 副教授, hxxu@nju.edu.cn;**教授, jcwu@nju.edu.cn