本研究地块为某农药化工企业退役地块，原企业于1959年生产，2007年完全停产，2010年对该地块开展调查。本研究筛选的4类典型DNAPLs污染物氯仿、1,2-二氯乙烷、四氯乙烯、四氯化碳为原企业重要原辅材料和溶剂。在对该地块进行调查期间，在调查深度(30 m以浅)范围内的地下水中发现此4类DNAPLs污染物存在不同程度检出，氯仿最大检出质量浓度为26.40 mg·L⁻¹，1,2-二氯乙烷最大检出质量浓度为21.40 mg·L⁻¹，四氯乙烯最大检出质量浓度为4.09 mg·L⁻¹，四氯化碳最大检出质量浓度为2.20 mg·L⁻¹。

该地块所处区域地形平坦，场地平均标高+3.90 m(1985国家高程基准)左右，地貌属长江三角洲冲积平原，地基土为第四纪全新世河口相交错沉积物。污染场地地层岩性简单，上部覆盖松散杂填土、粉土、粉砂夹粉土及粉砂，上部松散层总厚度在50 m左右，构成富水性较好的潜水含水层，含水层下部为1层厚度15 m以上且分布均匀连续的粉质粘土层，构成相对隔水层。勘察过程中，通过室内土工试验测得了不同岩层的渗透系数，具体结果如表1所示。

地块所处区域场地地下水类型属浅层孔隙潜水，地下水水力坡度较缓(1‰)。地下水主要补给来源为大气降水、地表水和同一含水层的侧向补给。地下水排泄方式主要为大气蒸发和侧向径流。污染地块及其周边的浅部地下水属自由潜水类型，主要受大气降水、地表径流影响，水位变幅随季节性降雨量略有升降。2018年11月16日至12月12日勘探期间初见水位在自然地面下1.50 m左右，相应标高约+2.40 m；稳定地下水埋深约1.40 m，相应标高约+2.50 m。

地下水含水层底板上的DNAPLs池通过溶解、稀释形成污染羽。DNAPL污染羽主要存在于地块下部松散岩类孔隙潜水含水层中。因此，本次模拟选取该含水层作为目标含水层。该含水层厚度约为50 m，地下水位埋深约1.40 m，主要由上更新统粉土和全新统冲洪积粉砂组成，潜水含水层底部是透水性较差的粉质粘土层。地下水流向由西向东流动，水力梯度约为1‰。

本研究把污染场地东和西边界概化作为已知水头边界，其余边界根据地下水流线概化为零通量边界。目标含水层的上边界为潜水含水层顶部的自由表面，目标含水层通过该边界与外界产生蒸发排泄以及降水入渗等垂向上的水量交换。本研究中将目标含水层的水流和DNAPLs污染物运移概化为二维多相流运移模型，且目标含水层水文地质参数概化为均质各向异性。场地水文地质概念模型压力水头西侧边界44.5 m、东侧边界43.5 m，含水层厚度50 m，孔隙度0.35，纵向弥散度5.00 m，横向弥散度0.05 m。

本次模拟研究假设含水层中DNAPL污染物已处理且均低于检出限，模拟2种工况。工况1考虑仅有含水层底板存在DNAPLs池，且模拟期内周边无地下水开采，模拟分析在对流、弥散及重力等作用下，4种DNAPLs污染物在垂直向上和沿地下水流方向的迁移扩散情况。工况2考虑在场地不同位置、潜水含水层不同深度进行抽水时，DNAPL污染物(以1,2-二氯乙烷为例)的运移情况，并假设6种地下水开采情景。情景1，抽水井设置在DNAPL池上游50 m处，抽水层位在地表以下48~50 m，抽水量为5 m³·d⁻¹；情景2，抽水井设置在DNAPL池上游50 m处，抽水层位于地表以下23~25 m，抽水量为5 m³·d⁻¹；情景3，抽水井设置在DNAPL池污染源处，抽水层位在地表以下48~50 m，抽水量为5 m³·d⁻¹；情景4，抽水井设置在DNAPL池污染源处，抽水层位在地表以下23~25 m，抽水量为5 m³·d⁻¹；情景5，抽水井设置在DNAPL池下游300 m，抽水层位在地表以下48~50 m，抽水量为5 m³·d⁻¹；情景6，抽水井设置在DNAPL池下游300 m，抽水层位在地表以下23~25 m，抽水量为5 m³·d⁻¹。

DNAPL 运移情景示意如图1所示，4种典型DNAPLs主要物化性质参数如表2所示。本研究中污染羽边界质量浓度设定为建设用地一类用地地下水污染物风险控制值，该值的计算参考《建设用地土壤污染风险评估技术导则》^[10](HJ25.3-2019)。地下水暴露情景不考虑饮用地下水暴露途径，仅考虑吸入室外和室内空气中来自地下水的气态污染物途径。其中，气态污染物途径风险控制值取室内和室外中的较小值，计算得到的地下水高风险污染物控制值结果如表3所示。

本次研究釆用由UTChem软件对进行求解，UTChem所需模型参数参考文献^{[7, 9, 13-14]}中的取值。多相流模型参数：水相残余饱和度为0.40、DNAPL相残余饱和度为0.20、水相相对渗透率端点为0.75、DNAPL相相对渗透率端点为0.80、水相相对渗透率指数为1.20、DNAPL相相对渗透率指数为1.10、毛细压力端点为5.00、毛细压力指数为−0.90。

在垂直方向上，把模型划分成23层；在水平方向上，模型的剖分情况为1行×100列。模型总共有2 400个单元格，每个单元格为长宽高均为2 m的立方体。其中，1~2层为杂填土层、3~4层为粉土层、5~9层为粉砂夹粉土层、10~23层为粉砂层。本次模拟在第23层某单元格给定一处体积约3 m³的DNAPL池，此后DNAPL溶解运移70 a。

常用的敏感性分析方法有局部分析法和全局分析法、数学方法和图解法、筛选方法和精炼分析法。其中，局部分析法和全局分析法是最为常见的一类敏感性分析方法，且被广泛接受。局部分析法仅检验单参数对模型的影响，简单快捷应用广泛。本研究选择局部分析法进行敏感性分析，数计算方法见式(1)

式中：ΔA/A，表示评价指标的变动比率；ΔF/F，表示不确定因素的变化率。SAF>0，表示评价指标与不确定性因素同方向变化；SAF<0，表示评价指标与不确定性因素反方向变化；|SAF|越大，表明评价指标A对于不确定性因素F越敏感，反之则不敏感。

本敏感性分析，选择工况1条件下1,2-二氯乙烷运移模型的弥散度和粉砂层渗透系数分别作为不确定性因素，选择污染物向下游迁移距离和垂直向上最大迁移距离为评价指标，分析模型参数对运移结果的敏感性。

本研究利用污染物自底板垂直向上最大迁移距离和向下游迁移距离来表征DNAPLs对含水层的影响。污染物自底板垂直向上最大迁移距离是指污染羽边界距离含水层底板的最大距离，向下游迁移距离是指纵向污染羽前锋距离DNAPL污染源的距离。图2展示了4种典型DNAPLs污染物运移情况，图中污染羽边界值为根据第一类用地室内蒸汽入侵途径推算的地下水中污染物的风险控制值。表4展示了工况1中4种典型DNAPLs污染物迁移距离随时间变化情况。

结合图2及表4运移结果可发现，4种DNAPL 向下游迁移距离较远，在模拟期末(70 a)向下游迁移的距离均超过了200 m，但其垂直向上最大迁移距离有限，在模拟期末其垂直向上最大迁移距离均未超过17 m。其中，氯仿在模拟期末垂直向上最大迁移距离为16.70 m，向下游迁移距离为332.12 m；1,2-二氯乙烷在模拟期末垂直向上最大迁移距离为16.90 m，向下游迁移距离为337.77 m；四氯乙烯在模拟期末垂直向上最大迁移距离为7.90 m，向下游迁移距离为243.40 m；四氯化碳在模拟期末垂直向上最大迁移距离为15.20 m，向下游迁移距离为322.10 m。

综合可知，4种典型DNAPL污染物中，1,2-二氯乙烷溶解度较大，因而该污染物易由自由态转变为溶解态，加之其密度较小、黏度较低，更容易在地下水中沿水流方向迁移。因此，1,2-二氯乙烷在垂向和水平方向的迁移距离最大、影响范围也最大。这可能与砂岩含水层底部DNAPL扩散速度受黏度等参数影响较大有关^[15]。而四氯乙烯虽然黏度低，但由于其溶解度较小、密度较大，因而其在地下水垂向和水平方向的迁移中影响范围小。相关研究^[15-16]表明，在天然条件下，DNAPL污染物虽然垂直向上迁移距离有限，但其将在未来较长时间内存在于地下水含水层中。一方面，污染物次弥散型反常迁移的存在，导致了DNAPL污染物难以在短期内被清除；另一方面，DNAPL超弥散型反常迁移的存在，导致了DNAPL在含水层中污染空间范围迅速扩大。

场地污染调查一般要求调查至第1隔水层顶板，但受钻探设备及含水层厚度等条件限制，部分含水层较厚的场地难以调查至第1隔水层顶板。本次DNAPL地下水数值模拟结果显示，在含水层较厚的地块中，含水层底板纵使富集有DNAPL池，在自然条件下经过70a迁移扩散，DNAPL物质自底板垂直向上的扩散迁移距离有限。4种典型DNAPLs中，污染羽边界自底板垂直向上最大迁移距离为16.9 m(1,2-二氯乙烷)。相较于场地50 m含水层，污染羽边界距离地表仍有33.10 m的距离。因此，在对类似此类巨厚含水层地块进行调查和修复时，可对地块DNAPL迁移进行模拟分析，以制定科学合理的调查及修复深度。

如图3(a)所示，在情景1条件下，污染源上游的抽水井能够有效阻止污染物向下游迁移的速度，模拟期末(70 a)其向下游迁移距离仅为218.76 m，其垂直向上迁移距离为13.71 m，较原工况1下降了3.19 m。如图3(b)所示，在情景2条件下，污染源上游的浅层抽水井对污染物迁移扩散的控制作用不明显，在模拟期末其向下游迁移距离较工况1减小5.95 m，其垂直向上迁移距离较工况1减小9.02 m。如图3(c)所示，在情景3条件下，污染源处的深层抽水井准确捕捉DNAPL污染源，能够有效去除污染源，明显控制污染羽迁移的扩散，其在4 a末污染物向下游迁移距离较工况1减小321.77 m，其垂直向上迁移距离较工况1减小8.00 m，污染物在模拟期其在地下水中的浓度均低于风险控制值。如图3(d)所示，在情景4条件下，污染物在模拟期末(70 a)向下游迁移距离较工况1减小19.41 m，其垂直向上迁移距离较工况1增大11.00 m。在该情景下，污染物垂直向上迁移距离明显增大，向下游扩散距离得到一定控制。如图3(e)所示，在情景5条件下，污染物在模拟期其在地下水中的浓度均低于风险控制值。该情景加速了污染物向下游迁移的速率，但在污染物到达开采位置时，污染物能够被有效控制，不再往下游继续扩散，直至质量浓度降低至风险控制值以下。如图3(f)所示，在情景6条件下，污染物在模拟期末(70 a)向下游迁移距离较工况1减小44.48 m，其垂直向上迁移距离较工况1增大21.32 m (表5)，该情景下污染物垂直向上迁移距离明显增大，向下游扩散距离得到一定控制。

工况2模拟结果表明，深层井开采能够有效抑制污染物运移扩散，尤其当抽水井设置于原位时，抑制效果尤为明显，地下水中的污染物在5 a末即基本降至风险控制值以下；浅层抽水井一定程度上能够控制污染物向开采井下游扩散，但其明显加剧了污染物在垂向的扩散范围。此外，污染物在未到达抽水井处时，其横向迁移速率较快，在到达抽水井处时，其进一步向下游扩散的趋势被抑制。造成这一现象的原因可能是，增大地下水流速能够加强DNAPL在水平和垂直方向上的运移，使得DNAPL运移路径倾斜。同时，地下水流速的增大进一步提高了DNAPL在横向和垂向的扩散速度，导致污染区域增大^[17]。但相关研究表明，DNAPL池要溶解在的地下水中需要较长时间^[18]，但随着DNAPLs多相抽提井深度的增加，污染物抽提的效率也随之增加^[19]。

在工况1条件下，随着弥散度和渗透系数的增大，污染物迁移距离均随之增大。其中，弥散度和渗透系数对垂直方向迁移距离的平均敏感性系数分别为0.45和0.48，渗透系数的影响相对较强；弥散度和渗透系数对横向迁移距离的平均敏感性系数分别为0.195和0.740，渗透系数对横向迁移的影响明显更强，敏感性分析结果见表6~表7。DEKKER等^[19]研究发现，含水层介质的渗透率特征会显著影响DNAPL污染物的运移和分布情况，而水力梯度与残余饱和度等其他参数之间的关系对污染物饱和度分布的影响不大，这与本研究得到的结果相近。当含水层渗透系数较小时，溶解态DNAPL受溶解作用和两相流作用影响更大，此时对流弥散作用的影响相对较小^[20]。因此，弥散度在本研究中敏感性较小的结果较为合理。

1)经过70 a时间，4种典型DNAPL 物质在底板上向地下水下游和垂直底板向上的迁移影响范围有限。其形成的污染羽最上边界距离含水层底板最大距离为16.90 m，自DNAPL池向下游的最大迁移距离为337.77 m。

2)抽水井能够显著影响底板上DNAPLs向下游和自含水层底板向上的迁移扩散范围，当抽水井抽水位置位于DNAPL池或其附近时，能够有效去除并遏制DNAPL污染物的迁移扩散；当抽水井位于含水层下游时，会加快DNAPL污染物迁移扩散，导致其影响范围变大。

3)本研究模拟得到的4种DNAPL在含水层中的迁移范围，对于以保障地表人居活动安全为目标的场地土壤环境调查评估及修复治理深度的确定有启示意义，但当研究区所在区域或周边存在以地下水为饮用水水源时，应考虑对地下水资源的保护。同时，当研究区所在区域或周边存在敏感生态保护区时，也应当考虑地下水污染对生态环境的影响。