有机污染场地原位修复过程的地球物理动态监测与分析

Geophysical dynamic monitoring and analysis of in-situ remediation process at organic contaminated sites

摘要

有机污染场地原位修复过程的动态监测是评估修复进程和效果的重要环节,监测方法的选择直接影响修复效率及费用。本研究利用高密度电阻率法,结合常规监测井数据,全面刻画了原位热强化氧化耦合修复过程。结果显示,场地内电阻率与水化学、地下水位、污染物含量和温度数据相互验证,实现了点面信息结合。研究发现,在原位热修复过程中,场地内地层电阻率会随温度升高而降低。基于温度与电阻率的经验关系,本文提出了污染物含量变化对电阻率的影响系数,得出影响系数随污染物含量的不断减小而增加。本研究还推算出原位热修复过程中温度及污染物含量的分布,即浓度随温度的不断升高而降低。针对原位氧化修复过程,电阻率变化有效刻画了原位氧化修复中过硫酸钠及水的动态注入过程。研究充分体现了地球物理方法在原位修复监测中的优势,可为有机污染场地原位修复过程精准、高效及低成本的动态监测提供重要参考。

关键词

地球物理 / 有机污染场地 / 原位热修复 / 原位化学氧化 / 动态监测

Key words

geophysics / organic contaminated site / in-situ thermal desorption / in-situ chemical oxidation / dynamic monitoring

0 引言

土壤及地下水生态环境关系“菜篮子”“水缸子”的安全,关系美丽中国生态文明建设^[1]。然而土壤及地下水污染现状不容乐观,全国土壤总超标率高达16.1%,地下水Ⅴ类水质占到20.6%^[2-3]。我国超过10 000 m²的大型污染场地超过50万处,主要涉及化工、农业、钢铁等行业,污染物主要为有机污染物,例如有机农药和挥发性有机物等^[4-5]。侵入地下的有机污染物种类繁多,不仅对生态环境产生负面影响,而且对特定群体的健康带来危害,致使患癌风险大幅升高。因此,针对有机污染场地,需采用合适的修复方法,及时、有效地开展土壤及地下水污染修复工作。

原位修复技术可在不破坏地层结构的基础上直接修复污染区域,具有投资小、环境扰动低等优势,在有机污染场地修复中得到了广泛应用。常见的原位修复技术有原位热脱附、原位化学氧化、生物降解等,选用具体方法需因地制宜,结合现场条件开展^[6-7]。根据《建设用地土壤污染风险管控和修复监测技术导则》^[8],污染场地修复项目需关注污染物随时间的动态变化,针对污染物修复效果进行长期监测,评估场地的修复进程及效果。传统的钻探取样方式可以直接获取监测点数据,但调查成本高,空间和时间分辨率低。例如,欧盟委员会环境修复报告,污染场地传统调查费用约占总投入的20%^[4]。

近年来,环境地球物理方法发展迅速,具有成本低、覆盖范围大的特点,且可实现无损、高效探测,为有机污染场地修复过程的动态监测提供技术支撑^[9⇓-11]。由于大部分有机污染物不溶于水且具有绝缘特性,与背景介质存在明显的电性差异,因此以电法为代表的地球物理方法在污染场地调查及监测领域发展潜力巨大^[12]。目前,电法多应用于调查污染物的分布,针对有机污染场地原位修复过程的动态监测仍处于起步阶段。例如,姜勇等^[13]利用跨孔高密度电阻率法对有机污染场地的原位化学修复过程进行监测,圈定了注入药剂的影响半径。杨迪琨等^[14]采用电阻率法对有机污染场地原位热脱附修复过程进行了23天的监测,刻画了研究区域内温度变化过程中的电阻率响应。以往的研究主要关注了电阻率与药剂注入或电阻率与温度之间的关系,并未刻画出污染物浓度的变化。现有的地球物理监测研究均依托于应用单一修复方法的有机污染场地,缺少针对多种方法结合的场地修复监测研究。

本研究利用高密度电阻率法对有机污染场地原位热强化氧化耦合修复过程进行监测,并综合分析水化学、水位、污染物含量和温度的变化。针对原位热修复阶段,建立电阻率与温度的关系,分析加热阶段场地内的温度和污染物含量变化。针对原位化学氧化修复阶段,刻画药剂和水注入过程的运移轨迹,以期为地球物理方法在我国有机污染场地原位修复监测领域的应用提供借鉴。

1 研究区域与方法

1.1 研究区域概况

污染场地原为华东某化工厂所在地,此处主要从事过烧结、焦化等钢铁生产工作,具有近60年的生产历史,2015年全面停产。研究区域位于污染地块西北部的原料堆积区,占地面积约为85.5 m²(长9.5 m,宽9 m),主要污染物类型为多环芳烃和石油烃,集中于地下3 m以上。场地整体地势平坦,地面以下 0~2.5 m范围内为杂填土,2~3 m局部夹杂淤泥质土或黏性土,3 m以下为黏土层,水位埋深约0.8~1.0 m。

1.2 原位热强化氧化耦合修复技术

原位热强化氧化耦合修复技术采用原位加热技术将地层加热至一定温度(通常低于80 ℃),然后向地层内注入氧化药剂^[15]。高温可使地层中有机污染物的黏度降低、溶解性增强、更易于进入液相和气相,同时热处理可激活化学修复药剂的反应活性,从而实现原位热与化学的耦合修复,达到低能耗、低碳、低成本、高效修复有机污染场地的目标。

本研究的加热单元采用电热传导脱附技术(TCH),利用高温将土壤和地下水中的有机污染物转变为易迁移的气、液相,并通过多相抽提系统将气/液相化的污染物抽出^[16]。加热过程需密切关注场地的地层温度,每个温度监测井至少设置三个不同深度的测温点,实现加热场地的准确控温^[17]。如图1所示,本研究在加热阶段共安置34根加热棒,加热棒的加热深度为3 m,加热棒间距约2 m,土壤的目标加热温度为60~65 ℃,场地表面铺设0.4 m厚的保温层。场地共布设10个测温井,每个测温井内分别在1 m、2 m和3 m的深度安置温度传感器。

热强化氧化耦合技术中的原位氧化工艺是指向地下污染区域直接注入氧化剂,使有机污染物直接被氧化进而降解为无毒或者毒性较低的物质。本研究选择过硫酸钠作为氧化剂,利用加热、高pH等手段进行活化。修复药剂注入时地层温度已达60~65 ℃,达到了热活化的温度条件,发生以下反应^[18]:

(1)$ \mathrm{S}_{2} \mathrm{O}_{8}^{2-} \xrightarrow{\text { 加热 }} 2 \mathrm{SO}_{4}^{·}{ }^{-}$

当pH<9时,过硫酸钠热活化后产生的主要自由基为硫酸盐自由基( {\mathrm{SO}}_4^{·-}),具有强氧化性,可与有机污染物产生电子转移、氢提取和加成反应,生成硫酸盐( {\mathrm{SO}}_4^{2-}),有机污染物最终降解为CO₂、H₂O或其他代谢副产物^[19]。以本研究中场地的多环芳烃污染物——苯并(a)蒽(C₁₈H₁₂)为例,过硫酸盐与其发生反应的总化学方程式^[20-21]为

(2)$ \begin{array}{c} 42 \mathrm{~S}_{2} \mathrm{O}_{8}^{2-}+\mathrm{C}_{18} \mathrm{H}_{12}+36 \mathrm{H}_{2} \mathrm{O} \rightarrow 18 \mathrm{CO}_{2}+84 \mathrm{H}^{+}+84 \mathrm{SO}_{4}^{2-} \end{array}$

原位氧化修复过程需密切关注pH、氧化还原电位(ORP)、溶解氧(DO)浓度和电导率等水化学参数变化,以评估氧化剂的影响范围和污染物降解效果。如图1所示,在原位氧化修复阶段共布设9个深度为1 m的过硫酸盐注入井,底端封闭侧面开孔,每个注入井均设置独立阀门。通过增压泵将质量分数为10%的过硫酸盐以4 m³/h的速率注入,单井单次注入量为600 L。

1.3 地球物理监测与数据处理

本研究采用高密度电阻率法,需通过电极向地下输送电流I,建立稳定的人工电场,并利用电法仪采集不同电极组合间的电势差ΔU,获取视电阻率ρ_s:

(3)$\rho_{\mathrm{s}}=K \frac{\Delta U}{I}$

K为装置系数,与电极阵列的组合方式和电极间距有关。将视电阻率数据反演后可得测线剖面的电阻率分布,进而根据不同介质的电性差异推断出地下介质信息^[22-23]。本研究中电法仪为ABEM Terrameter LS2,可实现数据的自动采集。在监测开始前,将电缆埋入地面以下20 cm,电缆上所有电极在埋设前用湿润后的膨胀土完全包裹,以降低接地电阻,提高数据信噪比。如图1所示,场地内共布设两条监测电缆,即L1和L2,电极间距为0.5 m,测量阵列采用梯度装置。L2测线共32个电极,测线长度15.5 m,测量数据量294组;L1测线的第一个电极由于施工原因脱落,因此共31个电极,测线长度15 m,测量数据量273组。L2测线自第26个电极即12.5 m处开始超出保温层的覆盖区域。

本研究利用RES2DINV^[24]进行数据处理,反演过程模型的第一层厚度与电极间距的比值为0.5,且层厚随深度增加的比率为1.1;阻尼因子的初始值为0.15,最小阻尼因子为0.02。反演过程不断将测量数据与计算数据进行对比迭代,当两次迭代的均方根误差小于5%时反演结束。采用时移电阻率反演方法^[25]综合处理多组监测数据,有利于去除数据噪音和保持反演结果一致性,更好地反映出地下介质随时间变化的连续信息。结果展示时,选择特定电阻率分布为参考剖面,计算不同时间与参考剖面的相对变化率。

1.4 场地原位修复监测方案

本研究中污染场地监测方案分为四个阶段,即准备阶段、加热阶段、注药阶段和静置及注水阶段。具体进程如图2所示。以准备阶段结束当日为第1天,准备阶段主要任务依次为搭建修复系统、安置加热棒和注药井、布设温度监测点和土壤取样点、埋入监测电缆、铺设保温层。加热阶段自第3天至第35天,加热棒在2天内从160 ℃逐步升温至300 ℃。注药阶段自第36天至第44天,其中第37天为单井注入,注入井位C1-1,第38天开始多井注入,每日注入一次,多井注入共需约80 min。静置及注水阶段自第45天至第50天,其中第45天至第47天静置,第48天至第50天注水,注水井与注药井位置相同,自来水的注入体积和注入速率与注药量相同。

数据监测方面,水化学参数及地下水位监测时间自第25天至第49天,平均监测周期为两日一次。土样污染物含量监测时间分别为第3天、第36天和第47天。地球物理数据除第6天至第23天在调试设备外,其余时间每日一测。整个修复过程保持每日温度统计,静置及注水阶段温度监测频率为2次/天。

注药阶段中,过硫酸钠与自来水现场混合后直接使用,自来水的pH值为7.2,ORP为160 mV,20 ℃条件下DO浓度为8.6 mg/L,电导率为2 mS/cm。水化学参数和水位分别采用多参数分析仪(中国雷磁 DZB-715)和地下水位计(加拿大Levelogger 5 Junior)进行检测,土样多环芳烃含量测定采用高效液相色谱法^[26],石油烃含量测定采用气相色谱法^[27]。

2 结果与分析

2.1 水化学参数及污染物浓度变化

监测点的水化学参数和水位变化结果如图3a-e所示,加热阶段水位、pH和DO浓度均无明显变化。理论上水中的DO浓度会随温度的升高而逐渐降低^[28],但研究区地下水中DO浓度较低,变化不明显。ORP未呈现规律性变化且均小于零,说明此阶段地下水受污染物影响还原性强。此外,水温升高导致地下水黏度降低,离子迁移速率加快,因此电导率在加热阶段呈上升趋势^[28]。

注药阶段地下水位上升,水化学参数变化明显。氧化剂注入后,ORP自负值上升至100~200 mV,氧化性增强。有机污染物被热活化过硫酸盐体系中的 {\mathrm{SO}}_4^{·-}降解,部分转化为CO₂、 {\mathrm{HCO}}_3^{-}和 {\mathrm{CO}}_3^{2-},导致pH值减小。此外,氧化剂与污染物发生化学反应后生成大量的 {\mathrm{SO}}_4^{2-},引起地下水中离子浓度增加,电导率上升。过硫酸钠具有强氧化性,部分溶于水后会与水直接反应产生氧气^[29]:

(4)2Na₂S₂O₈+2H₂O→4Na⁺+4 {\mathrm{SO}}_4^{2-}+4H⁺+O₂

由方程式4可知,氧气的产生会引起溶解氧上升。此外,过硫酸盐与水反应生成的H⁺也会使pH值降低。静置阶段地下水位逐渐降低,后期注水则引起地下水位再次升高。同时,水化学参数在静置阶段变化平缓,注水后由于水的稀释,pH值增加,DO浓度和电导率下降。静置后地下水的ORP与自来水接近,因此其受水影响较小,变化不大。

污染物含量检测结果如图3f和表1所示,原位修复效果明显,大部分污染物均在热修复过程中降解,化学修复后,多环芳烃和石油烃的含量均低于检出限^[30],平均去除率82.8%。取样分析的方法可直接获取采样点的监测信息,但以局部的取样信息代表整个污染场地的参数变化存在一定的偶然性和不确定性。例如,土壤取样点只反映了点信息,即使所有监测点均位于研究区域内部,相邻点的初始浓度仍相差较大。因此,仅凭有限的点信息很难准确、直观地捕捉整个污染场地的参数变化。

2.2 电阻率分布的动态刻画

地球物理方法可提供测量剖面的连续信息。图4和图5分别为L1和L2测线的电阻率监测结果,按照修复方案的加热前(第2天)、注药前(第36天)、注药后(第44天)和静置后(第47天)予以展示电阻率和电阻率的相对变化。加热前,两条测线的平均电阻率约14.5 Ω·m,加热过程电阻率随温度升高而降低,停止加热时平均电阻率约5 Ω·m,电阻率平均变化率约70%。

过硫酸盐的注入同样导致电阻率降低,停止注入时的平均电阻率约为3 Ω·m。相比注药前,电阻率平均变化约70%,深度1 m以上的局部电阻率变化超过120%。静置阶段深度0~0.5 m电阻率局部升高,深度0.5~3 m范围内的电阻率降低,这与氧化剂在地下的迁移有关。由于注入自来水的迁移和稀释作用,电阻率变化与静置阶段呈相反趋势,即0~0.5 m电阻率局部下降,0.5~3 m范围内逐渐升高。

加热过程中,场地内布设的34根加热棒在深度3 m范围内保持功率和目标温度一致,不同深度均匀加热。过硫酸盐注入及注水过程中,场地内布设的9个注入井的深度为1 m,注入液体首先集中在1 m深度范围内,后在重力和浓度差驱使下向深层迁移。因此,3 m深度范围内不同深度的电阻率差异受温度的影响明显低于注药和注水的影响。

2.3 温度变化

除加热阶段外,温度在注药和注水阶段均发生变化,整个修复过程中温度的监测是十分必要的。测温井位置如图1所示,与水化学和土壤监测点类似,测温井只能提供非连续的点信息。

L1和L2测线附近的测温井在不同深度得到的平均温度变化趋势相似,具体结果如图6所示,其中温度是测线经过的某一深度所有温度传感器的平均值。测温井与两条测线的相对位置见图1、4a和5a。加热阶段,由于加热棒逐步升温且后期功率恒定,因此前期升温明显,后期趋于平稳。其中地下1 m和2 m处的温度相近,维持在60~65 ℃;3 m处升温最慢,后期稳定温度最小,约50 ℃,这与3 m左右土层的导热和3 m以下黏土层的吸热有关^[31]。

注药阶段,由于加热停止和过硫酸盐的注入,即使地表铺设了保温层,不同深度的温度均呈下降趋势。由于过硫酸盐注入井全部位于地下0~1 m,降温幅度随深度的增加而减小。例如,地下1 m的平均温度自60 ℃降至45 ℃,2 m自65 ℃降至55 ℃,3 m自50 ℃降至45 ℃,分别降低了15 ℃,10 ℃和5 ℃。另外,保温层阻隔了热量的损耗,因此注药停止后的静置阶段温度变化平缓。同理,注水后电阻率继续下降,且深度越浅,降温幅度越大,地下1、2和3 m分别降低了约20、16和10 ℃。

3 讨论

3.1 温度变化过程的电阻率响应规律

为进一步分析研究中原位热修复过程电阻率与温度的关系,将电阻率与温度的变化趋势进行了对比(图6)。其中,电阻率值为反演剖面上测温点对应位置区域的电阻率平均值。考虑到加热棒的升温过程,将温度和电导率均进行多项式拟合,结果显示电阻率和温度总体呈现出明显的负相关。图4a和5a展示的电阻率监测结果也可得到相似的规律,即电阻率在加热后明显降低。如图所示,红色虚线以上,接近保温层底部约0.2 m内电阻率平均下降了260%,由于升温后部分地下水气化蒸发,在保温层的阻隔作用下冷凝至该区域,含水率的升高导致电阻率明显下降。此外,1~2 m深度内电阻率下降幅度高于0.2~1 m和2~3 m的下降幅度,推测该结果与区域内温度和浓度的变化相对较大有关。

针对温度与电阻率的关系,不同研究者得出了不同的结论。例如Bass等^[31]发现地层温度越高,测得的电阻率越低。而杨迪琨等^[14]在利用电阻率法进行原位热脱附监测时,总结出地层电阻率与温度的关系呈正相关,即电阻率随着温度的升高而增加。地层温度和电阻率之间的关系受地下水位和土壤含水率的影响^[31],对于水位较深的污染场地,浅层的高温会导致包气带中的水分快速蒸发,电阻率随之升高;本研究中地下水位埋深浅,包气带含水率高,加热后水分不会完全蒸发,且高温会引起孔隙中水分子运动更加活跃,导电能力增强,电阻率降低。

Keller和Frischknect^[32]曾提出温度与电阻率关系的经验公式:

(5) {\rho }_{T_0}=ρ_T[1+α(T-T₀)]

式中:ρ_T代表温度为T时的测量电阻率; {\rho }_{T_0}为温度为参考温度T₀时的参考电阻率;α为经验系数,取值范围多为0.02~0.04^[31-32]。本研究中α取0.035,将加热前(第1天)同一深度所有传感器的温度平均值作为参考温度T₀,对应位置的电阻率平均值 {\rho }_{T_0}为参考电阻率,根据公式(4),可将加热后测得的电阻率ρ_T统一至T₀时的电阻率ρ {\text{'}}_{T_0},并进一步计算 {\rho }_{T_0}和ρ {\text{'}}_{T_0}的电阻率差异变化率k:

(6)k= \frac{\rho {\text{'}}_{T_0}-{\rho }_{T_0}}{{\rho }_{T_0}}×100%= \frac{{\rho }_T[1+\alpha (T-T_0\left)\right]-{\rho }_{T_0}}{{\rho }_{T_0}}×100%

由于加热过程地下水位变化平缓,温度校正后的电阻率ρ {\text{'}}_{T_0}理论上应与 {\rho }_{T_0}相近,即k接近于0。然而,如表2所示,k随时间不断减小说明电阻率差异随温度的升高而增大。相关研究表明,电阻率会随有机污染物含量的降低而降低^[33]。因此,除温度将对电阻率产生影响外,污染物含量变化也会改变电阻率响应。此外,由于污染物主要集中于地下0.5~2 m范围内(表1),加热过程其含量变化较大,因此深度1 m和2 m对应的k要大于3 m对应的k,此结论进一步解释了图4a和5a中地下1~2 m范围电阻率下降幅度大的原因。

3.2 污染物在原位热修复过程中的降解特征

由上述结论可知,大部分污染物在加热过程中被降解,含量明显降低,因此除温度外,污染物含量的变化也会影响电阻率结果。为进一步总结含量变化对电阻率的影响,本研究基于公式(5)剔除温度影响后,对整个修复过程得到的电阻率差异k进行分析,如图7a所示。对应表2的结果,加热阶段k值不断减小,说明污染物含量的不断降低导致校正后的电阻率ρ {\text{'}}_{T_0}低于实际测量值 {\rho }_{T_0},且差异随加热时间的推移越来越大。因此,加热阶段k主要与污染物含量的变化有关。

为刻画加热过程中污染物含量变化,本研究中将式(5)得到的k作为污染物含量对电阻率的影响系数。根据k的绝对值最大为20.70%可知,温度升高是导致电阻率降低的主要因素,而含量降低为次要因素。污染物含量对应的电阻率响应ρ_污染物可由公式(6)得出:

(7)

ρ_污染物=k·ρ_T

如图7b所示,加热阶段污染物含量与相应电阻率ρ_污染物呈线性关系(R²=0.98),因此,加热过程中污染物含量w_污染物(mg/kg)可直接通过公式(7)求出,即

(8)

w_污染物=0.013kρ_T-0.42

由此,根据公式(4)~(7),可直接刻画出不同深度和监测时间对应的温度及含量分布。以图8中展示的加热阶段四个时间点为例,自第3天至第36天,温度不断增高,而污染物含量不断降低。其中,两条测线交点的温度和含量基本吻合,且靠近加热棒的位置在每个时间点得到的温度均高于周围区域,与实际情况吻合。此外,为进一步验证图8中温度与污染物含量分布的准确性,本研究将两者的测量值与同一位置的计算值进行对比,结果如图9所示。所有计算值与测量值的误差均维持在10%以内,验证了高密度电阻率法刻画场地内温度和含量分布的准确性。因此,针对有机污染场地原位热修复过程的监测工作,若已知场地内某个深度的温度数据和对应的电阻率结果,便可直接推算出整个场地在修复过程中温度和污染物的含量变化,进一步突显了地球物理方法在原位热修复过程的监测优势。

3.3 过硫酸盐及注水过程的电阻率响应特征

停止加热后,过硫酸钠在高温条件下被热活化产生氧化自由基,与地层中的污染物发生化学反应,降解产物(如 {\mathrm{S}\mathrm{O}}_4^{2-}、 {\mathrm{H}\mathrm{C}\mathrm{O}}_3^{-}和 {\mathrm{C}\mathrm{O}}_3^{2-}等)^[29]会与过硫酸钠溶液组成高电导的氧化剂流体。如图4b所示,第37天单井注入过硫酸钠溶液后,以注药井为中心,横向及纵向区域受氧化剂的影响电阻率明显降低,说明注入药剂发生了横向及垂向迁移或扩散。由于出药孔分布于注入井的侧面,因此氧化剂在注入压力的影响下发生横向迁移。迁移的路径和距离与渗透性等地层参数有关^[13]。如图5b所示,虽然L2测线并未直接经过注入井C1-1,但L2测线剖面距注入井约5 m处的电阻率响应依然受过硫酸钠的影响下降超过30%。另外,尽管注入井底端封闭,但由于以氧化剂的密度大于地下水,因此在浓度差异和重力作用下发生垂向迁移。

待多井注入过硫酸钠溶液后,地下0~1 m的地层逐步被注入药剂覆盖,且电阻率随注药工作的推进明显降低。相比于注药前,注药结束时电阻率平均降低了约150%。此外,由于浓度梯度和重力的影响,药剂向底部迁移,地下2~3 m的电阻率也逐步降低,最终平均降低了约60%。垂向迁移路径同样受地层参数的影响,以L1测线9~13 m为例,注入药剂集中于地下0~1 m范围内,推测这是由于药剂持续注入,不断发生横向迁移,逐步在周围地层形成了优先流通道,而该区域2~3 m深处的土壤类型存在部分黏性土,一定程度上阻隔了药剂向下迁移。而停止注药后,注入压力消失,横向迁移的动力减弱,主要受重力和浓度差的影响向下扩散或迁移。如图4c和5c中的静置过程所示,集中于地下0~1 m处的氧化剂逐步向更深处的2~3 m处迁移。注药阶段地下水位上升,而静置后地下水位下降也证明了注入药剂的向下迁移(图3e)。相应地,以停止注药后的电阻率结果为参考剖面,对应的变化特征为深度1 m以上的浅层电阻率逐渐增加,与注药前相比平均升高了约15%,而深层电阻率逐渐减小,平均降低了约20%。

注入的氧化剂造成场地内离子浓度过高,需注入自来水进行稀释以优化修复效果。如图4c和5c中第48天、第50天所示,以静置后的电阻率分布为参考剖面,注水后不同深度的电阻率变化与静置阶段呈现的变化特征基本相反。由于大量氧化剂在静置阶段自约1 m以上的迁移至2~3 m位置,当水重新占据浅层土壤孔隙时,电阻率平均降低20%;而迁移至深层的氧化剂被持续注入的自来水稀释,电阻率略有增加,平均增加了10%。此结果与表2中k的变化幅度基本吻合,注药阶段k值大幅降低,此阶段影响电阻率的主要因素是注入的氧化剂,而注水阶段k值变化缓慢且略有上升,这是自来水对药剂的稀释导致的。由土壤检测结果可知,大部分污染物在加热过程被降解,注药阶段污染物含量变化相对较小,此过程的电阻率响应明显受氧化剂的影响,难以区分由污染物含量降低引起的电阻率变化^[34]。尽管如此,电阻率监测结果能有效刻画出过硫酸盐及水的动态注入过程,为原位化学氧化修复工程的动态监测提供技术支撑。

总体而言,利用常规监测井直接插值也可近似地获取整个场地的参数信息,但对于大型污染场地,保证插值结果的准确性需要一定数量的点信息,即需花费大量时间和成本进行钻探和化学分析,这样做不利于修复效率的提高和监测成本的控制。而地球物理方法能有效刻画出监测剖面的电阻率分布,将监测点信息直接扩展为连续的空间信息。另外,地球物理数据的反演本身具有不确定性,仅依靠电阻率结果缺乏可信性,需要取样数据进行互补验证。因此,保证地球物理数据和钻井取样数据的平衡,不仅可以准确监测修复过程,还可大大降低监测成本。

4 结论

本研究以高密度电阻率法为主,对有机污染场地原位热强化氧化耦合修复过程进行了动态监测,分析了场地水化学参数、污染物含量、电阻率和温度变化,全面刻画了场地的原位修复过程。结论如下:

(1)利用电阻率与温度的关系,可计算出原位热修复过程污染物含量对电阻率的影响系数,得到场地在加热过程中的温度及污染物含量变化,充分体现了地球物理方法在原位热修复监测中的优势。

(2)电阻率监测结果有效刻画出过硫酸盐及水的动态注入过程,为原位化学氧化过程的动态监测提供参考。

(3)地球物理方法弥补了常规监测手段点信息量不足的缺陷,同时联合常规监测井数据,点面信息结合,互相验证,可为原位修复过程的准确、低成本和动态监测提供技术支撑。

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基金资助

国家重点研发计划“场地土壤污染成因与治理技术”重点专项(2019YFC1804900)

国家自然科学基金项目(42177056)