垃圾渗滤液在土壤中的运移规律研究

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ＨｅｂｅｉＵｎｉｖｅｒｓｉ巧ｏｆＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ巧±学位论文题．拴圾渗滤液在±壤中的运移规律研究目？常向萍：作者姓名朱长军教授学校导师：企业导师：钱素芬高工工程领域：环境工程所在学院：城市建设学院１心立以擧。＇？‘，＇巧＃裏：、表Ｐ設＊２０１５２提交论文日期：年１月ｊｊ日 独创性声明本人郑重声明：所呈交的学位论文，，是本人在导师的指导下独立进行研究工作。所取得的成果除文中已经注明引用的内容外，本论文不含任何其他个人或集体已经发表或撰写过的研巧成果，也不巧含为获得河北工程大学或其化教育机构的学位或证书而使用过的材料。对本文的研究做出重要贡献的个人和集体，均已在论文中作了明确的说明并表示了谢意。本人完全意识到本声明的法律结果由本人承担’。学位论文作者签名：巧許签字日期：＞化年／＞月日降＾学位论文版权使用授权书本学位论文作者完全了解河北王程大学有关保留、使用学位论文的规。■工程大学可Ｗ将学仿论文的今定特授权河菲：部或部分肉巧编入有关数据库进行检索，并采用影印、缩印或扫描等复制手段保存、汇编Ｗ供查阅和借阅。同意学校向国家有关部口或机构送交论文的复印件和电子文档。（保密的学位论文在解密后适用本授权说明）学位论文作者签名：签字日期：Ｗ年。月曰巧７Ｊｒ路癖句■：签字＞导师签：月名日期年／日令勺 分类号：X53密级：UDC：单位代码：10076工学硕士学位论文垃圾渗滤液在土壤中的运移规律研究作者姓名：常向萍指导教师：朱长军企业导师：钱素芬申请学位级别：工程硕士工程领域：环境工程所在单位：城市建设学院授予学位单位：河北工程大学 ADissertationSubmittedtoHebeiUniversityofEngineeringFortheDegreeofMasterofEngineeringStudyonPollutantTransportLawsofLeachateinSoilsCandidate：ChangXiangpingSupervisor：ZhuChangjunPluralisticSupervisor：QianSufenAcademicDegreeAppliedfor：MasterofEngineeringSpecialty：EnvironmentalEngineeringCollege/Department：CollegeofUrbanConstructionHebeiUniversityofEngineeringNovember,2015 摘要摘要本论文以土柱实验为主，结合理论分析，研究垃圾渗滤液在土壤及地下水中的迁移转化规律，并应用Hydrus-1d软件进行仿真模拟，实验过程中的用土均取自郊外的天然土样，并测定所选土样的基本物理性质，如容重、含水率及粒径组成等。首先进行氯离子的示踪实验，以测定一维水动力学弥散系数，示踪实验结束后对用提前制备的垃圾渗滤液进行淋滤实验，对淋出液中的主要污染组分中的有机污染物（CODcr）、氨氮、pH值等进行了测定，并应用Hydrus-1d软件模拟垃圾渗滤液在土柱中的运移过程，将Hydrus-1d软件所模拟的结果与实验室所测的数据进行对比分析发现，Hydrus-1d软件的模拟结果在趋势上与实验室实测值有良好的一致性，不考虑垃圾渗滤液在土柱中的微生物作用，Hydrus-1d在理论上可以很好的拟合垃圾渗滤液在土壤中的运移规律；此外，通过对进水压力水头和弥散系数进行敏感性分析，发现改变进水压力水头对土柱底部淋出液的浓度影响要大于垂向弥散系数对土柱底部淋出液的浓度影响，进水压力和垂向弥散度越小，土壤对溶质的吸附强度越弱，所得曲线越陡。本论文的研究为垃圾场土壤的污染控制和修复、地下水资源污染控制、管理和评价以及垃圾渗滤液处理工艺的合理选择提供理论依据和技术支持。关键词：土柱；垃圾渗滤液；迁移转化规律；Hydrus-1d模拟I AbstractAbstractUsingthesoilcolumnexperiment,thetransitionandtransformruleofgarbageleachateinsoilisstudied.theHydrus-1dsoftwareisappliedtosimulatethetransformrule.Allthesoilsintheexperimentsaretakenfromnaturalsoilsamplesofoutskirts,thebasicphysicalpropertiesfortheselectedsoilsamplesaremeasured,suchasbulkdensity,moisturecontentandparticlesizecomposition,etc.First,theone-dimensionalhydrodynamicdispersioncoefficientshouldbedeterminedbytracertestingwithchlorineionasthetracer.Thenthepreparationleachateisusedtoleachthesoilcolumnandcatchtheleachingliquidatthebottomanddeterminethevariationalcharacteristicsofthemainpollutioncomponentsincludingorganicpollutants(CODcr),ammonianitrogenandpH.Inthesoftwaresimulationpart,theHydrus-1dsoftwareisusedtosimulatethewasteleachatemigrationprocessunderthesameconditionsofexperimentinlaboratory.ComparedthemeasuredvalueinlaboratorywiththeHydrus-1dsimulationofthemainpollutioncomponentsinthesoilcolumn,itisfoundthatthesimulationresultshavegoodconsistencyonthetrendwithlaboratorymeasuredvalues.Hydrus-1dlfitwellonthegarbageleachatemigrationinthesoilsystemintheoryregardlessofthemicrobialdegradation.Throughsensitivityanalysisofthethewaterpressureheadanddispersioncoefficient,wefoundtheinfluenceofchangingpressureheadonthewaterammonianitrogenconcentrationandCODatthebottomofthesoilcolumnisbiggerthantheverticaldispersiondegree.Thewaterpressureisdecreasedandverticaldispersiondegreewillreducethesoilstrengthofsoluteadsorptionandthecurveismoresteep.Theresearchachievementsofthispaperarethepollutioncontrolandrepairoflandfillsoil,pollutioncontrol,managementandevaluationofgroundwaterandtoprovidetheoreticalbasisandtechnicalsupportforreasonableselectionofwasteleachatetreatmentprocess.Keywords:soilcolumn;landfillleachate;migrationandtransformationregularity;theHydrus-1dsimulationII 目录目录摘要.......................................................................................................................IAbstract.....................................................................................................................II第1章绪论...........................................................................................................11.1研究背景.....................................................................................................11.1.1垃圾渗滤液的产生..........................................................................11.1.2垃圾渗滤液的危害..........................................................................21.2国内外研究现状.........................................................................................31.2.1国外研究现状..................................................................................31.2.2国内研究现状..................................................................................41.3Hydrus软件介绍........................................................................................61.4研究方法和技术路线.................................................................................71.4.1实验内容及研究方法......................................................................71.4.2技术路线..........................................................................................8第2章相关理论...................................................................................................92.1土壤水运动的基本理论.............................................................................92.1.1土壤水分的存在形式......................................................................92.1.2土壤水的能态................................................................................102.1.3土壤水分运移基本方程................................................................112.2土壤溶质迁移方式..................................................................................122.2.1溶质对流........................................................................................132.2.2水动力弥散....................................................................................132.3土壤溶质运移理论...................................................................................152.3.1物理化学作用................................................................................152.3.2生物作用........................................................................................16第3章实验概况.................................................................................................173.1实验装置及仪器.......................................................................................173.2实验材料的准备.......................................................................................173.2.1土样的选取....................................................................................173.2.2土柱的装填....................................................................................18 目录3.2.3垃圾渗滤液的制备........................................................................183.3实验内容...................................................................................................193.3.1示踪实验........................................................................................193.3.2渗滤液的入渗................................................................................20第4章实验结果及分析.....................................................................................224.1实验结果...................................................................................................224.1.1穿透曲线........................................................................................224.1.2一维水动力学弥散系数的计算....................................................234.2渗滤液污染物变化分析...........................................................................234.2.1渗滤液pH变化.............................................................................234.2.2总流量变化....................................................................................244.2.3渗滤液氨氮变化............................................................................254.2.4渗滤液CODcr变化.......................................................................284.3本章小结...................................................................................................29第5章Hydrus-1d软件模拟及敏感性分析.......................................................305.1Hydrus模型概述......................................................................................305.2Hydrus-1d数值模型.................................................................................315.2.1土壤水分运动数值模型................................................................315.2.2土壤溶质运移数值模型................................................................355.3模型构建...................................................................................................375.3.1选择计算模块................................................................................375.3.2基本信息设置................................................................................375.3.3水流边界条件................................................................................385.3.4溶质运移边界条件........................................................................385.3.5模型参数的确定............................................................................395.3.6土壤剖面及观测点设置................................................................415.4模拟结果...................................................................................................425.4.1氨氮模拟结果................................................................................425.4.2COD模拟结果...............................................................................455.5参数敏感性分析.......................................................................................455.5.1不同压力条件下出水浓度变化的影响........................................465.5.2不同弥散系数对出水浓度变化的影响........................................495.6本章小结...................................................................................................51结论.........................................................................................................................53 目录结论.................................................................................................................53展望.................................................................................................................53致谢.........................................................................................................................55参考文献.................................................................................................................56作者简介.................................................................................................................60攻读硕士期间发表的论文和研究成果.................................................................60 第1章绪论第1章绪论1.1研究背景1.1.1垃圾渗滤液的产生垃圾是人们日常生活的必然产物，人们的生活水平在经济的迅速发展中日渐提高，产生的垃圾也在逐年增加，由垃圾处理不当所引起的环境污染问题也随之而来，固体废弃物所造成的污染也是当下环境问题中不可忽视的问题之一。生活垃圾常年漏天堆放，而得不到及时的处理处置，不仅会占用大量土地，还会严重污染周围环境，并且在长期露天堆放过程中程中受到降雨的冲刷会产生含有大量溶解性有机物的垃圾渗滤液，浓度可达到上万毫克。这些高浓度的有机废物若不得到妥善处理将会成为大气、土壤及地下水的重要污染源[1]。因此，生活垃圾能够经过及时、妥善的处理，也是对解决环境问题的巨大贡献。垃圾处理的方法有很多，常见的垃圾处理方法，包括卫生填埋法、焚烧法和高温堆肥法。然而这些处理方法在实际应用中并非尽善尽美，依然存在许多不足和缺陷。例如，垃圾焚烧和堆肥，这两种垃圾处理方式由于一些不可控的因素，对自然生态系统造成一定的影响，产生二次污染，因此在实际生活中并没有得到大范围的推广。而垃圾填埋技术与垃圾焚烧和堆肥等方法相比较而言工艺比较简单，处理费用低且处理量大，不仅在我国得到了广泛的应用，也是目前国外垃圾处理的主要技术手段[2]。但是垃圾填埋也会有一定的缺陷，垃圾中含有留大量的细菌、病毒以及重金属等，在填埋过程中还会发酵产生沼气，这些都是环境污染的污染源，若垃圾填埋场在填埋垃圾时没有进行无害化处理，其有害物质会使周围的环境遭到一定的破坏。产生的垃圾渗滤液对土壤水环境系统造成的破坏，是垃圾填埋场后期运行时，面临的主要污染问题之一。垃圾渗滤液是垃圾填埋场运行过程中的必然产物，也是产生的主要污染物。垃圾处理过程中，由于垃圾自身含有一定的水分，加上降雨带来的少量渗入水、地表径流导致的渗入水体等，这些液体混合之后经长期腐烂发酵便产生了大量的渗滤液。垃圾渗滤液的成分非常复杂，是一种高浓度的有机废水，包含大量有毒有害物质，并且COD浓度非常高，甚至能达到上万mg/L，其它有机物、无机物、重金属及细菌等的含量也很高。垃圾渗滤液，一种危害性极高的有机废水，若不经过妥善处理，任意排放，会对填埋场附近的土壤、地表水源和地下水源造成严重污染，并对附近地区的自然环境和公众身心健康构成一定威胁[3]。众所周知，土壤有自净能力，污染物进入土壤后，通过土壤自身的吸附、分1 河北工程大学硕士学位论文解能力，以及污染物在土壤中的运移，污染物浓度能够降低甚至消失。只要污染物浓度在所能承受的土壤的自净容量范围内，土壤能够通过自净作用不受污染。但是，对相当一部分种类的污染物来说，其毒害作用超过了土壤的自净能力，很难被土壤自净能力所消除，如重金属、固体废弃物等，因而在土壤中不断地被积累最后造成土壤污染。垃圾渗滤液便是其中一种。一旦渗滤液中的污染物质渗入土壤的入渗量的多少和入渗的快慢超过土壤自净所能承受的范围时，土壤的动态平衡，随着污染物质的累积，慢慢受到破坏，逐渐自我调节失去效力，使土壤受到不同程度的污染，土壤的质量下降，进而影响土壤中农作物生长，和动物的繁殖，破坏自然环境，最后通过生态系统、食物链间接危害牲畜及人体健康。1.1.2垃圾渗滤液的危害一般情况下，垃圾填埋场的渗滤液渗漏情况都在所难免，由垃圾渗滤液处理不当所引发的环境污染事件不胜枚举。20世纪70年代，美国的垃圾渗滤液导致地下水污染的事件，已经受到广泛的关注，美国约有18500个垃圾填埋场，根据调查发现，填埋场场区周围接近一半的地下水水体都受到了一定程度的污染[4]。著名的拉夫运河事件给人类带来的不幸，让人至今难忘，也为人类敲响了警钟，其他西方国家也都发生过由垃圾渗滤液引起的地下水、地表水及土壤系统的污染问题，如澳大利亚、马来西亚、意大利及尼日利亚等。在我国污染事件也并不罕见，2006年7月，《北京市生活垃圾填埋场污染风险评价》，由北京市环保局、北京市地勘局地质工程勘察院共同完成，根据报告显示，截至2004年，北京市的垃圾产量达到491万吨，而实际经过正规垃圾填埋场处理，达到无害化的有393万吨，剩余的98万吨的生活垃圾生不能得到及时的正规处理，这无疑对土壤和地下水造成了极大的威胁，北京市490座垃圾填埋场中，有近一半都存在污染问题，若对北京市490座垃圾填埋场进行污染风险等级划分，中等以上污染风险等级的就达到231处，其余259处填埋场也存在一定程度的污染风险[5]。许多如兰州、上海等其它城市，也发生过由于垃圾填埋场渗滤液处理不当，导致整个地下水环境系统严重污染，甚至致使许多饮用水源地不能正常供水[6]。例如，马滩水源地，位于我国兰州西部盆地，因污染严重有部分水井报废，而位于兰州东部盆地的雁滩水源地，也因垃圾渗滤液的污染，导致水源无法继续供水；上海曾经在距离黄浦江江堤200m以内的地方，建有一座垃圾填埋场——三林塘垃圾填埋场，调查发现，由于地理优势，垃圾场的渗滤液没有经过处理，直接排入了江中，检测黄浦江上游港口段的水中，氨氮和硝酸盐的含量显著增高；在澳门与珠海交界处，出现部分河流鱼虾大量死亡、农作物不生长等现象，其原因也是垃圾渗滤液造成的污染[7]。韩家洼2 第1章绪论子垃圾堆场，是哈尔滨市的一座大型填埋场，周围地下水中的汞含量和大肠杆菌都严重超标，严重污染了地下水环境系统[8]。1992年，广州市老虎窿填埋场建工完成，但是封场后2年其渗滤液仍然没有达到排放标准，各种污染物质含量依然严重超标，尤其是氨氮浓度，与标准时相差甚多，截至到2000年，仍有未处理过的垃圾渗滤液流入附近的水体[9]。深圳市盐田区垃圾场，周围的土壤也已经受到垃圾堆放场不同程度的污染[10]。综上所述，垃圾渗滤液的污染防治问题已经受到了越来越多的关注，研究建立完善有效的垃圾渗滤液污染的防控和治理技术体系，深入研究垃圾渗滤液中的污染物在地下环境中的迁移转化和衰减机理，对防止地质环境的破坏及地下水的污染，保护地下水资源和居民身体健康，促进社会经济发展将起到重要作用。本论文的研究为垃圾场土壤的污染控制和修复、地下水资源污染控制、管理和评价以及垃圾渗滤液处理工艺的合理选择提供理论依据和技术支持。1.2国内外研究现状自二十世纪六十年代起，研究地下环境系统中污染物运移规律的工作，就已经受到了人们的重视，而这一工作得到广泛而深入地开展，是在二十世纪八九十年代。最近这些年，越来越多研究人员的关注焦点，开始向地下环境系统和垃圾渗滤间的关系转移，并从多个角度，如室内实验、野外检测等，对地下环境体统中垃圾渗滤液的运移展开了探讨，大量研究成果为土壤溶质运移研究工作的进一步推进提供了良好助力。1.2.1国外研究现状WongandMooyoung曾指出，部分有害物质，如重金属、氮素等，在垃圾渗滤液中的大量存在，给垃圾场附近树木的正常生长带来了危害[11]。Calvert曾表示，一口和垃圾处理场蓄水池相距512m的水井，在二氧化碳、总固体量、硬度等方面，都比普通水要高。部分研究人员，如NevenkaMikac等认为，对于水层而言，渗滤液的危害已经远远超出表层的范围，60m以下的垂直截面也受到了危害[12]。StevenandJeremy认为，在垃圾堆放区，十分明显地，土壤质量会随着污染物数量的增多和土体净化能力的减弱而降低[13]。部分研究人员，如Korfiatis等将研究重点集中在渗滤液的流动特性上，对不同介质中，渗滤液的渗透系数进行了研究[14]；对于垃圾渗滤液，填埋场覆盖层的淋溶性能，一些研究人员如Hauser，Weand等展开了研究[15]。以填埋场材料的结构，截留垃圾渗滤液有毒有害重物质的特性为切入点，部分研究人员，如Koerner等学者展开了研究[16]；通过研究生态环境和填埋场3 河北工程大学硕士学位论文的关系，Reinhart发现了渗滤液中主要污染因子的环境效应[17]。但是，总体而言，现阶段国内相关研究成果均差强人意，以垃圾渗滤液淋溶实验为研究重点，并逐渐向健全化发展[19]。不过以环境动力学行为如水动力学弥散、离子交换等为切入点，站在定量化立场，分析垃圾淋溶物质迁移转化过程依然是个薄弱环节。通过不同的途径，部分研究人员，如Qian、Oweis等分析计算了垃圾的渗透系数，借助野外现场土柱实验，El-Fade等对垃圾填埋时的形状及其降解速度间的关系进行了分析，并比对了垃圾打包后填埋与粉碎后填埋，两种不同方式的降解速率[18]。通过三种渗滤液和土柱，Mohame对在冻结粉粘上垫层中，各种成分如Cu2+，Cd2+，Mg2+，Pb2+，Na+，Ca2+等的运移方式进行了分析，并发现温度梯度、冻结时间，是影响污染物浓度剖面的两大主要因素，土柱中水的运动决定Na+浓度剖面，许多重金属离子集聚在土柱10mm范围内[19]。为对污染物运移规律、压实粘土衬里的渗透性加以明确，针对新建的Keelevalley填埋场，King等从实验室、现场两方面，对压实粘土衬里展开分析[20]。根据Edil等学者的分析，渗滤液污染物在填埋场底部及周边衬垫系统不够完善的情况下，向填埋场附近土体、水体渗透难度较小，就算衬垫系统较为完善，也能逐渐渗入其中[21]。将有机物、粘土矿物裹在石英砂中，Fesch等展开出流和批实验，探析非平衡质量、非线性吸附转换，从而对污染物运移和物理非线性间的关系加以验证[22]。1.2.2国内研究现状我国不少研究人员借助实验模拟分析了环境和垃圾渗滤液的关系。在对地下水、土壤中，污染物质的迁移转化方式加以模拟分析时，土柱实验是行之有效的一种手段，能够对污染物溶质在地下水、土壤中的运移作出可观的体现。借助多种方式，如数值模拟、数学模型的建立等，能够利用实验对溶质迁移转化参数、土层含水性加以明确，形成切合实际的溶质运移模型，对土壤及地下水在同样的水文地质环境中的不同污染程度进行研究。如利用室内淋滤实验，阎先良对在粉质轻亚粘土和中砂里，污染物的积累、运移进行了探讨[23]。利用土柱物理模型装置，王超等对在非饱和土壤中，保守性污染物的迁移进行了探讨，并指出在非饱和土壤中，在连续、瞬时输入时，污染物浓度的时空变化。基于对实测资料的研究指出，土柱内污染物的迁移，能够借助涉及不可动、可动水体因素的数学模型来展示。借助最优化技术率定模型参数，结合数学模型数值解及实测资料所获得的参数，应用价值较高[24]；结合内模拟实验成果，郑德凤等从对土壤、地下水的污染方式，以及变化规律、组分特征等角度，研究了长春市生活垃圾淋滤液；通过非确定性模型的手段，形成了模拟模型，并基于户外监测资料，预测了渗滤液4 第1章绪论的污染组分，从理论上，奠定了治理垃圾污染、设计垃圾堆放场地的基础[25]；通过土柱模拟实验，李建萍等以岩性、厚度不同的包气带为介质，对垃圾渗滤液有机污染组分的运移进行了探讨，并指出在土壤包气带中，水动力条件、水、矿物组成等土层成分、结构，决定了污染物的迁移。利用多种手段如数学模型预测、动态土柱等，高太忠等展开的模拟实验，对在包气带中垃圾渗滤液中有害物质的迁移转化进行了探析，并指出在吸附污染物时，包气带需要经历一个线性的过程，降解曲线和一级动力学方程相吻合，从而针对污染物形成了迁移数学模型。模型的科学性借助动态土柱实验得以明确，并通过模型在时空分部上，分析了垃圾渗滤液中的有机污染物[26]；围绕某垃圾填埋场，海龙等对渗滤液、周围土壤进行采样，展开土柱、动态吸附实验，从而发现了诸多关键参数如在表土层中，氨氮的弥散系数、吸附机制等，所得的溶质、水流方程耦合数学模型，同时兼顾了降解项、吸附项，为探究含水层中氨氮迁移机制开辟了道路[27]。借助室内土柱对比实验，围绕阜新市垃圾填埋场，刘浜葭等对在浅层地下水中，各个龄期垃圾渗滤液多组分的运移进行了分析，并指出这些运移都会在某种层面上污染地下水，尤其是新鲜垃圾渗滤液，更容易通过水岩作用如离子交换、溶解等造成地下水污染[28]。借助室内土柱实验，高秀花等围绕包气带不同介质，对垃圾渗滤液的COD、特征污染组分氮的迁移转化机制进行了分析，相关结果表明，氮素、COD迁移转化，和各种岩性的包气带介质有不可分割的关系，对于氮、COD，各类介质具有不同的净化能力，而对于地下水，渗滤液只会带来有机污染，而无法引起氮素污染[29]。利用动态淋溶实验，狄军贞等针对垃圾渗滤液，对在土壤水环境中，总硬度、有机物等主要污染物的运移规律进行了分析，并形成能够有效地对有机污染物加以模拟的一维数学模型，对垃圾渗滤液迁移机制进行了系统化分析，并对污染物浓度分布、运移规律作出了预测、研究[30]；借助实验室土柱对比实验，王晓军从TOC、污染组分总氮的角度，对在各种介质条件下，渗滤液的迁移转化机制进行了探析，并明确指出，相比于细砂，砂土对总氮TOC具有更大的衰减量，在地下条件下，咸水能够在一定程度上阻碍总氮TOC的衰减率[31]。在现阶段和未来很长一段时期内，人类面临的环境问题中，最严重的问题就将包括垃圾填埋场渗滤液导致的环境污染。在现在的生态环境中，污染程度重、范围广、量大的渗滤液，是人们关注的重点。要想有效解决这一问题，就要综合地展开多学科如环境地球化学、生物学、水文地质工程等的交叉研究[32]。针对地下水所受污染物的影响这一问题，现阶段，国内外不少学者都将地下水污染系统中单个单元尤其是含水层、表土层作为对象，展开相关分析。以两方面，即表土层下的下包气带土层、表土层对包气带进行划分，分析污染物在包气5 河北工程大学硕士学位论文带中的迁移转化。从多个角度，如放射性物质污染、有机废物污染、无机废物污染等入手，国内外专家全面地分析了污染物在表土层中的迁移转化，静态室内实验是迁移转化规律目前的主要手段，受环境各要素、污染物间的作用机理各不相同，以及包气带复杂性的影响，应针对性分析各个具体污染物。相比于含水层、表土层，污染物在土壤下包气层中迁移转化规律的相关研究工作开展交完。在对地下水造成污染时，渗滤液中的污染物向地下含水层渗透的媒介是包气带土层，因此，作为预测地下水污染的重要工作之一，分析包气带中污染物质的运移规律十分关键。事实上，在对地下水造成污染时，污染物需要经过下述耦合系统动力学过程：其一，在包气带中进行垂向运移；其二，在含水层中进行侧向运移。通常而言，在经过包气带土壤时，污染物质和介质间存在复杂的微生物、物理、化学作用，介质的非饱和及自身理化特性不同，作用的程度也有所差异。同时，人类活动、气候变化导致的包气带、下垫面厚度的改变，能够控制水循环，中国地下水科学已将非饱和带多重界面水分转换机制纳入焦点之一。所以，从地下水潜在性作用及作用程度上看，对污染物质在包气带土壤中的迁移转化规律进行分析，其影响是非常关键的，通过定量化预测、定性分析，可知这一作用符合国家相关法律法规与否。综合上文可知，作为一个动力学过程，对于地下环境系统而言，垃圾渗滤液的污染作用十分复杂。作为一个多学科交叉的复杂问题，过去的相关探讨对环境水文地质动力学涉及较少，而以实验机理为主，从动力学行为角度，定量化研究在地下环境系统中，渗滤液中污染物质的迁移转化规律，所以，本文基于前人的实验、机理研究成果，从时空分布特征、环境效应、特性等角度入手，针对在地下环境系统中，渗滤液中的污染物质的迁移转化展开全面分析，形成耦合模型，对污染物质浓度分布进行定量化分析，并形成基础数据、理论，以更好地服务于确定垃圾渗滤液处理工艺、防治地下水的污染、修复污染土壤、控制垃圾场土壤污染的工作，在现实和理论两方面，对于垃圾排放所造成生态环境问题的合理解决，都具有非常重要的意义。1.3Hydrus软件介绍Hydrus软件是由美国农业部、美国盐碱实验室（U.S.Salinitylaboratory）于1998年开发而来，是在SUMATRA、WORM及SWMI等模型的基础上创建发展而来。系列软件分为1维、2维、3维三种，分别命名维Hydrus-1d、Hydrus-2d、Hydrus-3d。在农业、工业及生态领域均有所涉猎。在农业领域可模拟降雨、灌溉、蒸发、蒸腾、根系吸水、毛管上升、深层排水、施肥灌溉、农作物喷洒农药、有机污染以6 第1章绪论及病原体等一系列条件下饱和-非饱和土壤的水分溶质运移。在工业领域中也可以通过模型模拟对工业污染、市政污染、以及土壤修复等问题提供可靠的依据。此外Hydrus软件也应用于碳的存储与释放、热量交换养分传输微生物过程等等。Hydrus-1d可用于模拟一维水流、二氧化碳、溶质和热在包气带非饱和带介质中的运移，广泛应用于计算模拟饱和-非饱和带的水分运动和溶质的迁移过程和转化规律，Hydrus模型的边界条件设置非常灵活，可根据研究区实际情况和已有实验数据进行选择设定，计算不同边界条件和初始条件下的模拟，可以是定水头边界和不定水头边界，也可以是给定流量边界、自由排水边界、渗水边界、大气边界以及排水沟等，是一个十分便捷、经济使用的商业软件[33]。近年来，Hydrus-1d在溶质运移研究方面应用越来越广泛，并取得了一定的研究成果。李玮、何江涛等应用Hydrus-1d构建了水流溶质运移模型，研究了北京市东郊再生水灌溉区的水流连续入渗过程，进而对地下水污染进行风险评估[34]。Simunek等用Hydrus-1d软件演示了土壤水分的入渗过程，并且对土壤水分和溶质运移参数进行了模拟及反算，建立了土壤水分溶质运移数学模型，实现了农田水循环模拟在田间的应用，为以后的发展奠定了基础[35]。本次论文研究内容为非饱和土壤的一维垂向溶质运移，结合土柱实验，应用Hydrus-1d软件进行模拟，将实验实测值与模拟值进行拟合，并建立建立污染物质在变化包气带中运移模型，为垃圾场土壤的污染控制和修复、地下水资源污染控制、管理和评价以及垃圾渗滤液处理工艺的合理选择提供理论依据。1.4研究方法和技术路线1.4.1实验内容及研究方法（1）在前人对垃圾渗滤液对土壤水环境影响的研究的基础上，结合自己对垃圾渗滤液在土壤中的认识，根据垃圾渗滤液及土壤水分运移的特点，确定实验室所用的物理模型；（2）室内土柱实验，对野外采集回的土样进行淋滤测定一维水动力学弥散系数，并通过人工配制的氨氮废水及垃圾渗滤液进行淋洗土柱，测定其氨氮及COD浓度变化情况；（3）熟练掌握Hydrus-1d软件，并利用Hydrus-1d软件进行模拟，与实测值对比分析，并对主要参数进行敏感性分析，包括介质的物性参数和反应动力学参数的灵敏度分析，确定污染物运移过程中的主控因素；（4）污染物在土壤中运移的数学模型与在含水层中运移数学模型耦合过程的7 河北工程大学硕士学位论文应用，定量预测污染物浓度分布规律，从而来指导和防治垃圾固体废物排放造成的环境污染，建立相应的防控措施。（5）结合物理模型与数值实验的结果，深入研究垃圾渗滤液在土壤中的水力特性及污染物的输移特性，捕捉其在土柱的首部、中部和尾部的差异性，确定污染物的扩散系数的量值与计算公式。1.4.2技术路线研究工作技术路线图如图1-1。制定工作计划设计实验试验器材准备试验安装测试野外土样采集样品收集渗滤液制备试验部分原始样基本性质垃圾渗滤液在土壤中的运移规律室内试验分析工作原始样基本性质土柱装填与试验渗出液性质测定模型参数敏感度分析分析部分研究数值模拟运移机理初始条件边界条件图1-1技术路线图Fig.l-1Thediagramoftechnologyroute8 第2章相关理论第2章相关理论第2章相关理论2.1土壤水运动的基本理论在研究降雨-产流计算、土壤植物水分定量预测、农田灌溉与排水设计、地下水补给计算时，土壤水分运动作为基础性研究都是必不可少的[36]。土壤水分运动过程也就是能量从高的地方转移到能量低的地方的过程，即服从热力学第二定律，同时也服从质量守恒定理。2.1.1土壤水分的存在形式气态、固态和液态是水分在土壤中的三大主要形态，其中状态最为活跃是土壤中的液态水，对作物的影响最大，液态水在土壤中通常以吸湿水、薄膜水、毛管水和重力水的形式存在[37]。2.1.1.1吸湿水吸湿水是在土壤中束缚在土粒表面的的一部分水分，吸湿水与土壤的黏性有关。土壤质地黏重，胶体越分散，吸附力越强，吸湿水含量越高。空气的湘桂湿度越大，土壤吸湿水含量就越大。在这里引入吸湿系数的概念，即饱和土壤中的吸湿水量达到最大时的含水量，也称为最大吸湿量。2.1.1.2薄膜水土粒在当吸湿水达到最大后，不能吸附足够的水汽分子，只能吸附周围环境的液态水，有这种吸着力吸持的水分使吸湿水外面的水膜逐渐加厚，形成连续的水膜，这样就形成了薄膜水。最大分子持水量是指当薄膜水达到最大值时的土壤含水量，此时，薄膜水最外层水分子所受吸着力约为0.625Mpa[38]。薄膜水在土壤中的运移速度比较缓慢，因为薄膜水的粘滞性和非溶解性都相对较高，很难流动。2.1.1.3毛细管水毛管水是毛管力所保持的土壤水分。在土壤的含水量达到最大分子持水量后，土壤水持续增加并进入土壤的毛管孔隙，同时也保持在土壤的孔隙中[39]。毛管水受力较小，有较强的自由移动能力，同时具有溶解土壤中所含有的化学物质的能力，因此也是土壤中化学物质的溶剂和载体。毛管水可分为毛管上升水和毛管悬浊水[40]。毛管水垂直上升高度与毛管直径之间的函数关系，可用公式2-1表示：9 河北工程大学硕士学位论文3h（2-1）D式中：h——上升高度；D——毛管直径。测定土壤水分类型的主要方法有称重法、中子仪法、TDR法、核磁共振法、热脉冲法以及遥感测量法等。2.1.1.4重力水重力水是指当毛管力的作用不能承受土壤中的水分时，剩下的的水分会依靠重力作用，沿着土壤中的大毛管移动，也就是在重力作用下移动的水分。2.1.2土壤水的能态土壤水的能量与其他物质一样分为动能和势能，但是由于土壤水流速度较慢，动能一般不予考虑，只考虑势能，土壤水的势能又称为土水势，是指可逆、等温地从特定的高度和大气压下的纯水池转移到极少量水到土壤中某一点时单位数量纯水所做的功。土壤水流动一般从高土水势流向低土水势，把在一定高度、一定稳定和大气压下的自由水定义为土水势的标准状态，土水势是由基质势、化学势、重力势、温度势和压力势等多个分势组成的，各分势相加等于总土水势，其中考虑做多的时基质势、压力势和重力势[41]。2.1.2.1基质势m基质势是土水系统中由于介质毛管力所引起势能的体现，是由于土壤基质对土壤水的吸持作用所产生的，主要包括毛管作用和吸附作用，毛管力相当于抽真空的作用力，以大气压为基准值（Pa=0），由于毛管力对水的压力小于大气压，基质势一般小于0，当土壤饱和时，基质势达到最大值0，当自由水被土壤吸持以后，自由能降低，土水势也会相应减小。土壤基质势对土壤水分的吸持作用与土壤含水量有关，这种关系可以通过土壤水分特征曲线来表示，基质势对土壤水分运动起着非常重要作用。2.1.2.2重力势g土壤水受到地心引力作用产生重力势能称为重力势，也可称作位置势，其大小取决于计算点相对于基准面的高差。一般可以表示为单位质量、单位体积或单位重量形式，可由公式2-2表示。gzz（2-2）g10 第2章相关理论第2章相关理论式中：z——计算点的位置高度，[L]。2.1.2.3压力势p当土壤水分所承受的压力超过基准压力（大气压）时所产生的土壤水分势能称为压力势。一般而言，大气压力为参考值，对于饱和土壤中的土壤水分所承受的压力大于大气压，则压力势为正，非饱和土壤的土壤水分所承受的压力一般与大气压力相同，压力势为0。对于饱和水某点的压力势用公式2-3表示。ghh（2-3）p式中：h——压力水头，[L]；——水密度[ML-3]；-2-2——水的容重，[MLT]；g——重力加速度，[LT-2]。2.1.2.4总土水势各分势相加等于总土水势，如公式2-4。（2-4）pgm其中饱和土壤的基质势为0，而非饱和土壤压力势为0。因此一般以水头的形式表现出来，如公式2-5。pHzzh（2-5）式中：H——总水头。对于饱和流，p>0，为压力势；h>0，为压力水头。对于非饱和流，p<0，为基质势；h<0，为包气带压力水头。2.1.3土壤水分运移基本方程目前在描述土壤水分运动过程的方法中，达西定理和Richards方程是应用最为广泛的。2.1.3.1达西定理1856年，达西通过饱和砂柱渗透实验得出了水流通量与水力梯度成正比的结论，称之为达西定律。可用公式2-6表示：hqk（2-6）sl11 河北工程大学硕士学位论文式中：q——土壤水分通量；Δh——土柱两端势能差；l——土柱长度；ks——土壤饱和导水率，即渗透系数，表示多孔介质透水性能。非饱和土壤水流动的达西定律公式是由Richards于1931年将饱和达西定律引入非饱和土壤十分运移的研究中推导出来的，表示为公式2-7：q-k或q-k（2-7）式中：k(θ)——非饱和土壤导水率；θ——土壤体积含水率；——土水势。2.1.3.2土壤水分运动方程根据质量守恒定理，垂直一维水分运动的土壤水分运移基本方程可表示为公式（2-8）：θk(k)（2-8）tzzz式中：z——垂直坐标，向上为正。若考虑土壤基质势变化特征，则垂直一维土壤的水分运动方程为：kC（()k（2-9）txzx式中：C()——比水容量。若考虑土壤含水量的变化过程，则引入土壤水分扩散系数，土壤水扩散率定义为：k
kD()（2-10）Cdd式中：D(θ)——土壤水分扩散系数。则公式2-8可用公式2-11示：kD（2-11）tzzz12 第2章相关理论第2章相关理论2.2土壤溶质迁移方式土壤包括固相、液相和气相，也多孔介质中的一类，当污染物进入土壤后，污染物质中的各组分与土壤发生一系列复杂的物理、化学及生物化学反应。19世纪初期，由于农药的使用越来越普遍，对土壤造成的污染也越来越严重，大多土地都开始发生盐碱化，大大降低了土地使用效率，人们逐渐意识到土壤的污染对整个生态环境的影响，越来越多的研究学者开始致力于土壤环境中溶质运移的研究，并提出并形成了溶质运移的基本理论，目前相对成熟的机理有对流、水动力弥散和机械扩散[42]。2.2.1溶质对流溶质的对流过程就是污染物在土壤中随水流移动的过程。对流引起的溶质通量等于土壤水分通量和溶质浓度的乘积，可有2-12式表示[43]:Jcqc（2-12）式中：Jc——溶质的对流通量(密度)，mol/(m2·s)，表示单位时间、单位面积土壤由于对流作用所通过的溶质的质量或物质的量；q——水通量(密度)，m/s，表示单位时间通过单位面积（垂向流动方向）的水量；c——溶质浓度，mol/m3或kg/m3。如果用孔隙流速v，和含水率θ来表示公式2-13，即：Jcvc（2-13）式中：θ——体积含水率，m3/m3，如果是饱和流即为土壤的有效孔隙度；v——平均孔隙流速，m/s，指含水孔隙中水的平均流速，即单位时间通过土壤的直线长度，不考虑孔隙形状的影响。无论土壤有没有达到饱和，污染物进入土壤都会有对流过程的发生，但对流过程在土壤没有达到饱和时不起主导作用。2.2.2水动力弥散污染物质在土壤中后，并不是沿着一定方向发生迁移，会在运移的过程中逐渐分散，并最终不断占据整个流动区域，这种分散传播现象叫做水动力弥散[44]。一般情况下，污染物在土壤中的运移过程既发生分子扩散，也发生机械弥散，这两种作用合起来称作是水动力弥散作用，即水动力弥散系数是分子扩散系数与机械弥散系数相加，如公式2-14所示。DDD（2-14）13 河北工程大学硕士学位论文通常情况下的水动力弥散过程是一个非稳定、不可逆的过程，在这一过程中，两种不同浓度的流体互相混合，假设开始高浓度流体占据一个能与低浓度流体截然分开的突变界面的，则在随后的时间内，需要一个越来越宽的过渡带来代替这个突变界面，通过这一过渡带，将两种不同成分的流体链接起来，溶质浓度逐渐由高向低过度，而任何一个突变界面的位置都不能按照Darcy定律所表达的平均流速来确定。水动力弥散宏观反映了溶质在土壤多孔介质孔隙中发生的各种物理化学现象，对流、机械弥散和分子扩散等都是造成水动力弥散的原因。由于溶质进入土壤后由于存在浓度梯度，这种浓度梯度使物质由高浓度向低浓度的地方运移，并逐渐达到浓度的均一，这种物质运移现象称作是分子扩散。因此，只要有浓度差的存在，分子扩散就会发生，而流速无关，在自由溶液中，水动力弥散可以由fick定律表示，即公式（2-15）：cJD（2-15）dL式中：Dd——自由溶液中的分子扩散系数；c——溶液浓度；L——扩散方向的距离。机械弥散是由于流体的流动和在其中发生流动的孔隙系统的存在而产生的一种溶质迁移现象，是由于流速在孔隙中的分布无论其大小和方向都不均一引起的。大体有三种情况，如图2-1。其一是固体骨架导致的流速分布不均匀（如图2-1a），其二是同一孔隙中不同部位的流速分布不均匀（如图2-1b），其三是不同孔隙的流速大小不同（如图2-1c）。abc图2-1机械弥散作用产生的机理示意图Fig.2-1Thegenerationmechanismofmechanicaldispersion机械弥散是溶质逐渐散步到越来越大的流动区域，由于孔隙中微观流速的不均一性，各溶质质点在流动过程中，不按平均流速运动，而是沿着那些弯曲、大14 第2章相关理论第2章相关理论小和方向都不相同的流动通道，按照孔隙中的流速分布迂回前进。质点不断地被分散，以不同的局部流速进入到不同的孔隙通道，正是由于这些原因，溶质逐渐散布扩散，占据多孔介质中越来越大的范围。此外由于流动区域不同，各个部分渗透性能不一样，形成了宏观尺度上的不均一性，这也是造成机械弥散的原因之一。实践证明，机械弥散也符合Fick定律，Bear认为机械弥散系数D与孔隙流速v成正比关系，可近似表示为：D（2-16）式中：α——弥散度；D——称为水动力弥散系数。当多孔介质存在流动时，分子扩散和机械弥散同时起作用，统称水动力弥散。水动力弥散系数在研究土壤溶质运移的过程中是重要的参数之一。机械弥散在流速较大时起主要作用，而分子扩散在流速较小时起主要作用[45]。在机械弥散和分子扩散过程中，又分为纵向弥散（溶质沿着平均流速散布）和横向弥散（溶质沿着垂直于平均流速的方向扩展）。2.3土壤溶质运移理论2.3.1物理化学作用2.3.1.1物理吸附物理吸附指的是包气带中的胶体颗粒由于其具有巨大的表面能，可以借助分子引力吸附土壤及地下水中一些分子态的物质的吸附能力。物理吸附主要有以下三个特征：一是在吸附过程中包气带胶体颗粒表面自由能降低，属于放热反应；二是在吸附过程中不产生化学反应，只与分子间作用力的大小有关，因此不需要高温；三是被吸附的物质也容易发生解吸，因为热运动的存在可以在胶体表面移动。因此物理吸附有正吸附和负吸附之分，像对有机酸、无机盐等能够降低表面能的物质的吸附是正吸附，而对无机酸或硝酸银等的吸附为负吸附。2.3.1.2化学吸附化学吸附指的是包气带颗粒表面的物质与污染物之间发生了化学反应，致使污染物的性质发生了变化的过程。当污染物进入土壤时，会发生一系列的氧化还原反应致使pH值和氧化还原电位发生变化，从而影响溶质运移过程。化学吸附具有、选择性明显的特点。2.3.1.3物理化学吸附15 河北工程大学硕士学位论文物理化学吸附也称之为离子交换吸附，指的是包气带扩散层的补偿离子与水中的同性电荷离子发生等量交换的现象，这是包气带中吸附污染物的主要形式。2.3.2生物作用包气带中不仅存在物理化学吸附作用，还存在着生物作用，微生物的活动无处不在。微生物可以将土壤及地下水中的有机物降解或者将无机物转化，从而作为自身的碳源和能源。在地下环境系统的厌氧条件下，含氧的有机物相对容易降解，而不含氧的有机物比较难降解。如在厌氧条件下NHNO转化过程为：42铵化细菌9HONNHOH2HO342反铵化细菌12HNON6HO32216 第3章实验概况第3章实验概况3.1实验装置及仪器实验为一维垂直连续渗透土柱实验，分别模拟水分在土壤中的渗透性能以及污染物在土壤中的运移情况模，主要实验设备包括实验土柱、供水装置和集水装置如图3-1，实验土柱为有机玻璃柱，柱长100cm，直径8cm，采用马氏瓶原理供液，从土柱上端进水，底部出水，每隔一定时间测定底部出水水样的浓度，以便研究污染物在土壤中的迁移转化规律。图3-1实验装置简图Fig.3-1Schematicdiagramoftheexperimentaldevice3.2实验材料的准备3.2.1土样的选取实验用土选自野外收集的自然土样，共采集两次，分别标号1和2，其中1号土样均为距地表深度10-20cm的表层土，2号土样取自深度在距地表距离0-100cm的原状土，取回的土样在实验室内自然风干，过2mm目筛，备用，并用环刀法测定土壤容重，烘干法测土壤质量含水率。土壤物理参数及颗粒组成分别如表3-1和表3-2。17 河北工程大学硕士学位论文表3-1土壤的物理参数Table3-1Thephysicalparametersofsoil编号干密度（g/cm3）质量含水量（%）饱和体积含水量（%）孔隙度（%）11.380.0930.490.4221.280.0490.740.34表3-2土壤的颗粒组成Table3-2Thegraincompositionofsoils颗粒组成百分比（%）编号颗粒大小（mm）>22-11-0.640.64-0.11<0.11129.813.213.241.91.9223.312.615.743.25.23.2.2土柱的装填将制备好的土样按照测得的干容重进行装填，每装填5cm捣实一次，使土层尽量均匀，与原状土尽量保持一致。在入水口的土壤前铺设2cm厚的石英砂，防治水流对土壤层的冲刷，在出水口土壤后铺设5cm的石英砂，防治土壤堵塞。并在石英砂与土壤之间垫一层尼龙纱网。2号土样分层装填，尽可能将0-100cm的土样装填到为80cm的土柱中，装填过程中，从上到下分别为0-30cm为第一层，30-60cm为第二层，60-100cm为第三层。3.2.3垃圾渗滤液的制备随着副食品加工业的发展和菜市场供应的革新，菜渣、烂瓜果日益增多，若不加以治理也会对土壤产生一定影响。本论文主要模拟水果垃圾渗滤液在土壤中的迁移转化规律研究，因此垃圾渗滤液的制备材料为腐烂的水果，本次实验选取的水果主要为西瓜和桃子。具体方法是收集变质的西瓜及桃子放入塑料桶内，加入适量的水混合，盖上盖子，让其在自然环境中静置发酵一段时间，取其上部清液，用滤网过滤，备用。测定渗滤液的pH值、COD及氨氮，具体数据如表3-3表示。本次实验的主要分析指标均按《水和废水监测分析方法（第四版）》规定的标准及方法进行分析（表3-4），pH值的测定用玻璃电极法，COD的测定用重铬酸钾法，氨氮的测定选取纳氏试剂分光光度法，氯离子的测定用硝酸银滴定法。18 第3章实验概况表3-3渗滤液的基本理化性质Table3-3Basicphysicchemicalpropertiesofleachatesamples项目pH值CODcr（mg/L）氨氮（mg/L）渗滤液5.8233600450表3-4测试项目与方法Table3-4Majorcomponentandanalysismethodforleachate项目分析方法仪器设备pH值电极法pH计CODcr重铬酸钾法电炉、酸式滴定管氨氮纳氏试剂分光光度法可见分光光度计3.3实验内容3.3.1示踪实验3.3.1.1示踪剂的选择一般条件下，由于氯离子对于土壤胶体来讲属于惰性离子，吸附性能很弱，而穿透能力强。因此，实验中采用氯化钠作为示踪物质，以氯离子作为测定土壤的示踪剂，测定一维水动力学弥散系数。3.3.1.2实验原理及方法在注入示踪剂之前先用蒸馏水对土柱进行淋洗，直至淋溶液中无杂质离子析出，检测溶液中有无杂质离子的方法是在淋溶液中加入EDTA溶液，看溶液是否变红，若溶液不变红，则说明淋出液中已无杂质离子，可以加入示踪剂，若溶液变红，则说明淋溶液中还存在杂质离子，则继续用蒸馏水冲洗土柱，直至加入EDTA溶液后淋溶液不变红[46]。配制初始浓度c01为2000mg/L和初始浓度c02为1280mg/L氯化钠溶液倒入下口瓶中，分别作为2号土样和3号土样的示踪剂，从土柱上端进水口连续注入土柱，测定不同时刻下端出水取样口处的示踪剂氯化钠的浓度，以累计时间t为横坐标，以取样口取出水样的Cl-浓度c为纵坐标绘制出c-t曲线，即为氯离子（Cl-）的浓度穿透曲线。本次实验测定氯离子的方法采用硝酸银滴定法，主要仪器有锥形瓶和棕色酸式滴定管，以铬酸钾为指示剂，用硝酸银标准溶液滴定至砖红色沉淀刚刚出现停止滴定。同时做空白滴定[47]。原理：在溶液呈弱碱性或中性的环境中，硝酸银与19 河北工程大学硕士学位论文氯离子和铬酸根离子均能发生反应，生成氯化银的白色沉淀和铬酸银的砖红色沉淀，由于氯化银的溶解度小于铬酸银的溶解度，氯离子优先于铬酸根反应，因此在实验中，使用铬酸钾作为指示剂，用硝酸银滴定氯化钠溶液，刚好产生砖红色沉淀时说明氯离子完全反应，到达滴定终点。滴定反应如下：-AgClAgCl（白色沉淀）22AgCrOAgCrO（砖红色沉淀）424主要溶液的配制：将氯化钠基准试剂置于烘箱内在105℃条件下烘干2h。冷却后备用。①氯化钠标准溶液（NaCl=0.0141mol/L）：称取8.2400g氯化钠基准试剂溶于蒸馏水，置1000ml容量瓶中，用水稀释至标线。吸取10ml置于100ml容量瓶中，用水稀释至标线，此时溶液中的氯化物含量是0.500mg每毫升。②硝酸银标准溶液：（AgNO3=0.0141mol/L）：称取2.395g硝酸银，溶于蒸馏水并稀释至1000ml，用棕色瓶存放。并用配置好的氯化钠标准溶液标定其准确浓度。③铬酸钾指示液：称取5g铬酸钾溶于少量水中，滴加上述硝酸银至有砖红色沉淀生成，摇匀。静置12h后过滤，置于100ml容量瓶中定容。④2000mg/L的示踪剂氯化钠溶液：称取2000mg氯化钠溶于水中，定容至100ml容量瓶中。⑤1280mg/L的示踪剂氯化钠溶液：称取1.28g氯化钠溶于水中，定容至1000ml容量瓶中。记录实验数据并根据公式（3-1）计算氯离子的量。VVM35.451000-21氯化物（Cl，mg/L）（3-1）V式中：V——空白实验消耗硝酸银标准溶液体积（ml）；1V——污水中消耗硝酸银标准溶液体积（ml）；2M——硝酸银标准溶液浓度（mol/L）；V——水样体积（ml）；35.45——氯离子（Cl-）摩尔质量（g/mol）。3.3.2渗滤液的入渗用蒸馏水冲洗含有氯化钠示踪剂的土柱，直至淋溶液无杂质离子，用前述准备的垃圾渗滤液样品进行淋滤，渗滤液有土柱上端通入，下端出水口流出，每隔20 第3章实验概况一段时间测定出流液的COD、氨氮及pH值。化学需氧量是指在强酸并加热的条件下，用重铬酸钾作为氧化剂处理水样时所消耗的氧化剂的量[48]，化学需氧量能够间接反映污水中的还原性物质，如有机物、亚硝酸盐、亚铁盐及硫化物等对水体的污染程度。测定COD的方法有很多，我国主要应用的方法是重铬酸钾法，此外还有一些其它的方法体系，如将高锰酸钾、臭氧或者羟基作为氧化剂，来测定COD的含量。本次实验中COD的测定采用重铬酸钾法，在酸性条件下，重铬酸钾可以氧化水样中的还原性物质，以试亚铁灵为指示剂，过量的重铬酸钾用硫酸亚铁铵回滴，根据消耗的硫酸亚铁铵的体积，可以计算出水中还原性物质消耗氧的量，根据公式（3-2）计算。VVC8100001COD（O，mg/L）（3-2）Cr2V式中：C——硫酸亚铁铵标准溶液的浓度（mol/L）；V——滴定空白时硫酸亚铁铵标准溶液用量（ml）；0V——滴定水样时硫酸亚铁铵标准溶液的用量（ml）；1V——水样体积（ml）；8——氧（12O）摩尔质量（g/mol）。氨氮的测定方法包括纳氏试剂分光光度法、水杨酸-次氯酸盐光度法、气相分子吸收法和电极法等[49]。纳氏试剂分光光度法是利用分光光度计测定水样在一定波长范围的吸光度，该方法操作简便，是常用的测定氨氮方法之一，也是本次实验所选定的测定方法，其主要原理时碘化钾和碘化汞的碱性溶液与氨发生反应生成淡红棕色胶态化合物，在较宽的波长范围内强烈吸收。在测定之前由于垃圾渗滤液比较浑浊，要进行预处理，在实验中采用了絮凝沉淀法对水样进行了预处理，纳氏试剂分光光度法测定水样中的氨氮之前，要绘制氨氮含量对吸光度的标准曲线，水样中的氨氮含量可以根据氨氮标准曲线通过计算公式（3-3）计算。m氨氮（N，mg/L）1000（3-3）V式中：m——由标准曲线查得的氨氮量（mg）；V——水样体积。21 河北工程大学硕士学位论文第4章实验结果及分析4.1实验结果4.1.1穿透曲线根据实验所测数据，以累计时间t为横坐标，以c为纵坐标作出氯离子（Cl-）的浓度穿透曲线，其中c为取样口取出水样的Cl-随时间变化的浓度；两次实验测得的氯离子的浓度穿透曲线c-t曲线分别如图4-1和4-2。1600©1200£l/g¨m£Èc800¨¶ÓÅë×ÈÀ氯离子实测值Â400拟合曲线004080120160时间（h）图4-1土样1氯离子穿透曲线Fig.4-1Thechlorideionpenetrationcurveofthefirstsoilsample800)600l/gm(Èc¨¶400ÓÅ氯离子实测值ë×ÈÀ拟合曲线Â20000102030405060时间（h）图4-2土样2氯离子穿透曲线Fig.4-2Thechlorideionpenetrationcurveofthesecondsoilsample22 第4章实验结果及分析4.1.2一维水动力学弥散系数的计算弥散系数DL可根据穿透曲线，用公式4-1计算：2v2Dt()t（4-1）L0.840.168t0.5式中：t0.16为取样点处的相对浓度c/c0达到0.16的时间；t0.5为取样点处的相对浓度c/c0达到0.5的时间；t0.84为取样点处的相对浓度c/c0达到0.84时的时间；v为土柱中水的实际流速，可由式4-2确定：Lv（4-2）t0.5其中L’为取样管到土柱起端的距离纵向弥散度可用公式4-3计算：LDL（4-3）Lv根据实验数据，将计算结果绘制于表4-1。表4-1弥散系数数据计算表Table1Thecalculationofdispersioncoefficient编号DL（cm2/h）αL'（cm）t0.16（h）t0.5（h）t0.84（h）v（cm/h）L（cm）土样18553.574.8897.681.143.022.65土样285816.0728.255.294.4080.8334.2渗滤液污染物变化分析4.2.1渗滤液pH变化实验测得垃圾渗滤液的初始pH值值为5.82，呈现弱酸性，而经过土柱后的淋出液PH值逐渐增大，呈现弱碱性，最后基本稳定在7.76左右。分析其主要原因是由于在天然状态下土样pH值较大，显碱性，电导率与垃圾渗滤液相比较小，垃圾渗滤液的主要成分是西瓜、水蜜桃，自身属于弱酸类水果，加上新鲜垃圾渗滤液的制备时间短，主要发生好氧发酵过程，溶液呈酸性，pH值较小。淋滤初期在渗滤液与土相互作用过程中，垃圾组份发生降解产生酸化作用，与呈现碱性的土壤发生中和反应，使得淋出液的PH值增大，逐渐呈现碱性，后期随着有机物降解23 河北工程大学硕士学位论文的进行，土壤碱化作用减弱，PH值逐渐趋于稳定[50]。4.2.2总流量变化总流量的变化用来验证实验过程是否稳定，实验测得1号土样和2号土样的进水总流量与时间的变化关系曲线如图4-3和4-4：250200©£150l¨m¿£®Á100ËR^2=0.99965000123456789时间（h）图4-3土样1总流量与时间变化曲线Fig.4-3Therelationshipwiththetotalflowandtimeofthefirstsoilsample250200©£150l¨m¿£®Á100ÜËR^2=0.9986×500012345678910时间（h）图4-4土样2总流量与时间变化曲线Fig.4-4Therelationshipwiththetotalflowandtimeofthesecondsoilsample24 第4章实验结果及分析从图4-3和4-4中可以看出实验过程中累计流量与时间之间的线性相关系数分别为R2=0.9996和R2=0.9986，累计出流量与时间之间有很好的线性关系，说明整个实验过程渗透土柱的孔隙度、渗透水流流速变化很小，实验过程很稳定。4.2.3渗滤液氨氮变化垃圾渗滤液是成分复杂的高浓度有机废水，其氨氮的浓度也相当高，垃圾渗滤液中的氨氮浓度会随着填埋时间的增加增加逐渐积累，甚至可达1700mg/L左右[51]。垃圾渗滤液中氨氮的微生物降解速率缓慢、时间长且微生物环境要求高。进入土壤中的氨氮会在土壤的吸附作用下长期滞留在氨氮浓度越高，其微生物活性越低，降解速率也越弱，因而垃圾场填埋时间越久，垃圾渗滤液对土壤的危害越大[52]。土壤一旦被氨氮污染，将给人类健康和周边生态环境带来巨大威胁，因此研究氨氮在土壤中的迁移转化规律对土壤污染防治以及修复技术具有很重要的理论价值和现实意义。土壤层对氮的自净能力极为有限，许多学者通过实验得到土壤包气带中的氨氮在短期内的衰减和微生物的增长没有明显的关系，其迁移方式主要是对流弥散作用[53][54]。在测定淋出液氨氮浓度之前首先要绘制氨氮标准曲线，两种土样氨氮标准曲线分别如图4-5和4-6：0.80.6)AÈ(0.4â¶ü¹y=7.4026x+0.0003ÎR^2=0.99980.2000.020.040.060.080.10.12浓度(mg)图4-5土样1氨氮标准曲线Fig.4-5Theammoniastandardcurveofthefirstsoilsample25 河北工程大学硕士学位论文0.80.6Èâ¶0.4ü¹y=7.4098xÎR^2=0.99890.2000.020.040.060.080.10.12浓度（mg）图4-6土样2氨氮标准曲线Fig.4-6Theammoniastandardcurveofthesecondsoilsample氮在土壤中的迁移转化过程十分复杂，可以分为氨化反应阶段、硝化反应阶段和反硝化作用阶段。由于土壤胶体大都带有负电，氨氮在进入土壤时大多被土壤颗粒所吸附，因此，在垃圾渗滤液渗入土壤初期，主要发生氨化反应，即在反应过程中污染物中的有机氮转化为氨态氮的过程；随着入渗时间的增长，被土壤吸附的氨态氮在土壤硝化细菌的作用下，转化为硝酸盐氮，这个阶段属于硝化反应阶段；硝态氮不稳定，最终会以N2或N2O的形式扩散到大气中，这个阶段属于反硝化作用阶段[55]。以淋出液中氨氮的浓度为纵坐标，时间为横坐标绘制淋出液氨氮浓度随时间的变化曲线，结果如图4-7和4-8所示。200018001600©1400£l/1200g¨m¿£1000¬Á实测值ªº800±µ拟合曲线°60040020000100200300400500600时间（h）图4-7土样1氨氮浓度变化曲线Fig.4-7Thecurvesofammonianitrogenconcentrationthefirstsoilsample26 第4章实验结果及分析如图4-7可以看出曲线曲线变化可分为三个阶段，第一阶段在0~200h，出水中的氨氮浓度几乎为0，变化非常缓慢，这说明一开始土柱原有的饱和孔隙水所占比例较大，土层与淋溶液之间进行着吸附解吸的复杂过程，所以氨氮浓度低；第二阶段在200~450h，在这段时间氨氮浓度快速上升，说明孔隙水所占比例减小，土层吸附量减小，氨氮浓度增大较快；第三阶段在450~540h，该阶段氨氮浓度开始趋于稳定，逐渐达到进水中氨氮的浓度值，说明该阶段土壤孔隙几乎被渗滤液充满，达到饱和状态，土层与渗滤液对有机物的吸附与解吸逐渐达到平衡。结合氨氮浓度变化曲线表明，氨氮在土壤中的微生物降解过程十分复杂，由于土柱经过氯离子穿透实验，而后用蒸馏水彻底清洗，柱内微生物量很少，氨氮在土柱中的迁移转化方式以弥散、吸附解吸和离子交换作用为主而几乎没有微生物的降解作用。3025©£实测值l20/g¨m拟合曲线È£15¨¶Å1050020406080100120140时间（h）图4-8土样2氨氮浓度变化曲线Fig.4-8Thecurvesofammonianitrogenconcentrationthesecondsoilsample对图4-8分析可以看出：氨氮的曲线波动特征为初始上升阶段、下降阶段和稳定阶段。分析其主要原因是在淋滤初期，垃圾渗滤液在土柱中发生好氧反应，有机物迅速降解使得氨氮浓度迅速上升，随着淋滤时间的增加，渗滤液逐渐进入厌氧反应阶段，氨氮的含量开始下降，并最后趋于稳定。整个淋滤过程中渗滤液中氨氮含量较高和渗滤液对土壤的持续渗入，会有部分氨氮随着水流向下迁移，出水的氨氮整体上是随着进水的增加而增加，但是由于土壤具有一定的吸附性能，在入渗过程中会吸附一定含量的氨氮，氨氮在淋滤过程中并不随水分运移而大量27 河北工程大学硕士学位论文向下迁移，而是滞留在土柱中，加上在有机物的微生物降解过程中也需要消耗氮，因此淋出液中含有一定氨氮含量但是要小于原垃圾渗滤液中氨氮的含量。4.2.4渗滤液CODcr变化以淋出液中COD的浓度为纵坐标，时间为横坐标绘制淋出液COD浓度随时间的变化曲线，结果如图4-9所示。1000090008000©£7000l/g6000¨mÈ£5000¨¶实测值4000ÅDO3000拟合曲线C2000100000153045607590105时间（h）图4-9土样2COD浓度变化曲线Fig.4-9ThecurvesofCODconcentrationofthesecondsoilsample图4-9为2号土样的渗出液COD浓度变化曲线。从图中可以看出，渗出液浓度在开始0~10小时阶段上升缓慢，在10~60小时COD浓度上升速率加快，最后趋于稳定。主要原因时由于淋滤初期土柱中含有大量大饱和水，加上土壤的吸附作用，COD浓度变化缓慢；随着时间的增长，土柱原有饱和水所占比例逐渐减小，土层的吸附能力也逐渐减小，COD浓度逐渐累积开始快速增加，最后土柱孔隙几乎被渗滤液所饱和，土层与渗滤液对有机物的吸附与解吸逐渐达到平衡，淋滤液COD浓度逐渐趋于稳定，到达8400mg/L。从COD浓度变化分析可以看出，COD的稳定值并未达到渗滤液的初始值33600mg/L，说明在渗滤液入渗过程中除发生了对流弥散和吸附解吸作用外，还存在微生物的降解作用，并且有机物的微生物降解在垃圾渗滤液的入渗过程中起主导作用。在实验过程中，可以发现土柱上端土层上随着时间的增长，会出现一层白膜和白色菌丝，表明实验过程中存在细菌的大量繁殖和微生物降解作用。28 第4章实验结果及分析4.3本章小结本章主要工作是通过室内土柱动态淋溶实验，研究了垃圾渗滤液在土层中的运移规律，分析了渗滤液中的污染组分有机污染物（COD）、氨氮和pH值的变化过程，为预测与控制垃圾渗滤液污染物对土壤的潜在危害提供理论依据。研究发现：（1）用配制的氯化铵溶液对土柱进行淋滤时，由于在淋溶前用清水对土柱进行了清洗，土柱中几乎不含微生物，污水在穿过土层时仅发生弥散和吸附作用，而未表现出微生物的降解作用，但是腐烂的水果垃圾渗滤液中含有大量的微生物，因此垃圾渗滤液在穿过土层时不仅发生弥散和吸附作用，还会发生微生物的降解作用，因此出水中的COD和氨氮浓度值远小于渗滤液初始值，说明土壤的自净作用中吸附作用效果不大，而微生物的降解作用对土壤自净起主导作用（2）实验所用垃圾渗滤呈酸性，而天然土样显碱性，因此在渗透过程中渗滤液与土壤发生中和反应，使得开始阶段滤出液pH值增大，随着时间推移，土壤碱化作用逐渐减弱，pH值趋于稳定。（3）对比图4-9和4-8发现氨氮到达稳定的时间小于COD到达稳定的时间，说明在土壤中的迁移速率大于有机污染物在土壤中的迁移速率。29 河北工程大学硕士学位论文第5章Hydrus-1d软件模拟及敏感性分析5.1Hydrus模型概述Hydrus-1d4.0模型软件是在Worm模型的基础上进行改进，用来模拟土壤溶质一维运动的有限元计算机模型。该模型可以模拟一维垂直饱和-非饱和达西水流，不考虑空气对土壤水流运动的影响，水流控制方程采用修改过的Richards方程。各对于各种类型的水流边界条件Hydrus-1d都能够灵活处理，包括给定流量边界、大气边界、定水头和变水头边界、自由排水边界、渗水边界以及排水沟等。水流区域本身可以是不规则水流边界，甚至还可以由各向异性的非均质土壤组成[56]。Hydrus-1d可以模拟土壤水溶质运移过程，平衡-非平衡物质迁移转化过程，也可以对田间尺度空间变异及土壤参数估算方法等进行估算模拟。适用于恒定或变化的边界条件，能够灵活的输入参数变量，输出模拟数据功能，对于非饱和水运运移运用Richard方程进行数值模拟，而对于热运移和溶质运移的模拟运用对流-弥散方程[57]。Hydrus-1d软件的界面包括模拟计算菜单栏、前处理窗口和后处理窗口，没有输入数据时，右侧后处理窗口没有数据输出，没有结果显示空白，右侧窗口有数据输出时会显示出计算结果（如图5-1）。图5-1Hydrus-1d软件界面Fig.5-1theinterfaceofHydrus-1d打开Hydrus-1d软件主程序界面可以看到Hydrus-1d的的计算列表包含水分运移（WaterFlow）、溶质运移（SoluteTransport）、热传导（HeatTransport）、植物根系吸收水分（RootWaterUptake）及植物根系生长（RootGrowth）、参数反算30 第5章Hydrus-1d软件模拟及敏感性分析（InverseSolution）等。1、水分运移模块土壤水分运动的数学表达采用Richards方程。土壤水力模型常用的分为三大类：第一类是单孔隙率模型：包括了常用的V-Genochten模型和修正过的的Van-Genochten模型、Brooks-Corey模型，Kosugi模型；第二类为双孔隙率（Dualvangenthen-mualemmobile-immobile，watere，masstransfer、obile-immobileheadmasstransfer）、第三类为双渗透率模型[58]。2、溶质运移模块溶质运移模型包括平衡模型、不平衡模型和两区模型，两区模型溶质离子吸附、解吸、离子迁移以及化学非平衡的基础上建立起来的，基于过滤理论，化学非平衡的两区动力模型、基于物理非平衡的动水不动水的双重介质的两域模型、物理化学非平衡条件下移动区两点吸附的双重介质模型等[59]。3、热传导模块4、根系吸水模块包括S-Shape模型、Fedeles模型等。5、根系生长模块考虑植被根系对水分、溶质的吸附作用。水分运移边界条件主要包括：表层大气边界、定压力水头、定通量、变压力水头、自由排水、变通量、深部排水、水平渗水边界等[60]。溶质运移边界条件主要包括有：溶质浓度边界、挥发性气体边界、通量边界等。热传导边界条件包括：热通量边界、温度边界及零梯度边界等。另外Hydrus模型还自带了12种典型土壤的Van-Genochten模型参数，如果知道了土壤的质地（如粉砂壤土）就可以大致用自带的水利参数作为起点进行调节。如果知道了土壤的颗粒分配（即粘土、砂土、壤土各自的比例）和土壤容重，就可以大致预测土壤的Van-Genochten模型参数。5.2Hydrus-1d数值模型5.2.1土壤水分运动数值模型5.2.1.1模型基本方程土壤中水流运动方程都是Darcy方程的基础上进行的改进，Hydrus-1d模型的水流控制方程采用Richards方程：31 河北工程大学硕士学位论文hAhAtxKhKijxKiz-Sh（5-1）ij式中：——土壤体积含水率[L3L3]；h——土壤压力水头[L]；x——空间坐标[L]；iz——为空间坐标[L]；t——时间[T]；AK——各向异性张量的分量[-]；ijK——非饱和土壤传导度[LT-]；S——根系吸水或其它源汇相[T-1]。本次论文主要研究土壤水分溶质运移情况，不考虑植被根系吸水的情况。土壤水分运动参数是Hydrus-1d模拟时的重要参数，体现了土壤孔隙空间的分布特征，土壤的性质与土壤的质地结构以及温度都有密切的关系，因此土壤水分运动参数对研究土壤水分溶质运移十分重要。土壤水分运动参数的确定通常是在实验的基础上运用模型进行拟合，拟合方程通常选定Brooks-Corey模型和van-Genuchten模型[61]。Brooks-Corey模型的常用公式为：~1h1（5-2）-hh1~~式中：——有效饱和度，-/-；rsr——残留含水率；r——饱和含水率；sh——压力水头；ɑ、β——经验性的形状参数，可通过拟合实测数据得到。1980年，VanGenuchten的经验公式：s-rrnm1h（5-3）1n，h01-m式中：——残留含水率；r——饱和含水率；sh——压力水头；、m、n——经验常数。32 第5章Hydrus-1d软件模拟及敏感性分析同时，Van-Genuchten在Mualem模型公式进行改进的基础上，得到非饱和导水率的预测公式，并且后来对原有的Van-Genuchten模型进行了修正[62]。在Hydrus-1d模型程序中，土壤水分特征曲线h和土壤导水率K修正后的表达式为：m-（hh）ms1h（5-4）（hh）ss以及KKhhh()srkhhkkkskKh()Kkkhhhs（5-5）hhskKhhss其中：122KSkeFFrK（5-6）rKSsekFrFkm1mF1（5-7）m1m1-，n1（5-8）nrS（5-9）esrkrS（5-10）eksr式中：——残留含水率；r——饱和含水率；sKs——饱和导水率[L2T-1]；N——孔隙分布指数Kk——土壤含水率为θk时的导水率，通常，KK；ksks、——虚拟参数，代替、，其中，；mrsrms33 河北工程大学硕士学位论文由上述公式可知Van-Genuchten的最初形式[63]：s-r1n，h0rnm1h1-m（5-10）h0sKKhh(0)srKh（5-11）Kh(0)s2121mKSre1Se（5-12）5.2.1.2初始及边界条件土壤水分运动基本方程的定解条件包括初始条件和边界条件。（1）初始条件要求Richards的解，需要给定初始条件：hzthz,,00z1,t0（5-13）（2）边界条件边界条件一般分为一类边界、二类边界和三类边界三种一类边界条件，即已知压力水头边界条件：hzt,,ztforz,D（5-14）二类边界条件，即已知水流通量边界条件：hAAKKijKnizi1ztforz,,N（5-16）xj三类边界条件，即已知坡降的边界条件：hAAKKKnztforz,,（5-16）ijxizi2Gj其中，分别表示三类边界条件类型边界部分；（cm）、1D、N、G、（cm/s）2（cm/s）是关于z，t的函数[64]。在一维垂向土壤水分运动中，压力入渗的情况下一般考虑一类边界条件，此时地表含水率达到饱和含水率，二类边界适用于降雨、灌水或蒸发强度已知的边界，三类边界适用于土壤蒸发强度为表土负压的函数[65]34 第5章Hydrus-1d软件模拟及敏感性分析5.2.2土壤溶质运移数值模型5.2.2.1模型基本方程cscqciDucusSc（5-17）ttzijzzwswsiji式中：c——溶质浓度[ML-3]；s——吸收浓度[ML-3]；-1]；q——水流通量第i个分量[LTiu——溶质在液相中的一阶反应速率常量[T-1]；wu——溶质在固相中的一阶反应速率常量[T-1]；s——液相零阶反应速率常量[ML-3T-1]；w——固相零阶反应速率常量[T-1]；s——土壤容重[ML-3]；S——汇源项；c——汇源项浓度[LM-3]；sD——扩散系数张量。iju、u、、可以用来描述溶质运移过程中所发生的挥发作用、生物降解wsws以及可能存在的放射性衰变和溶质堆积作用[66]。假设溶质浓度c和吸收浓度s之间在土壤溶液中保持平衡状态。则吸收浓度s与溶质浓度c的等温吸收方式呈线性关系[67]：skc（5-18）式中：k——经验常数。在等温条件下饱和多孔渗流介质的达西水流运动用以下的方程表示：qis（5-19）tzi以上两个公式可由下面的公式替换：cccRqDFcG0（5-20）tzzziijiij其中：FuukS(522)ws（5-21）GSc(523)wss35 河北工程大学硕士学位论文其中阻滞因子R[-]定义为：kR1（5-22）根据水分运动方程可以计算出土壤含水率θ和水流通量qi，根据θ、qi可以求出方程5-20的解。5.2.2.2定解条件（1）初始条件流动区内溶质初始浓度是求解溶质运移方程的基础，即：cz(,0)cz()（5-23）i其中：ci是关于z的已知函数。（2）边界条件溶质运移边界条件按流动区分为Dirichlet和Cauchy两种条件类型。Dirichlet边界条件表述的是边界断面的浓度：Dcz,tcz,t，for(z)（5-24）0DCauchy边界条件用来描述边界断面的溶质通量：CcDnqijiiinc0,forzc（5-25）zj式中：q-1i——向外水流通量[LT]；ni——向外的单位向量；c-30——流入土壤的溶液浓度[ML]。在某些情况下，例如当边界Γc为不透水边界（qn0）或者水流直接排出ii土体的情况下，第二类边界条件变为以下形式：cDnfiji0,orzN（5-26）zj（3）有效弥散系数基本方程中给出的弥散张量分量Dij可由以下公式（5-27）得到：qqijDDqijTijDDLTDdij（5-27）q其中：Dd——分子或离子在水中的自由扩散系数[LT-1]；τ——弯曲因子；36 第5章Hydrus-1d软件模拟及敏感性分析q——达西水流通量绝对值[LT-1]；DL——横向弥散度[L]；DT——纵向弥散度[L]；δij——Kronecken函数（当i=j，δij=1；i≠j，δij=0）。20世纪60年代Millington和Quirk（1961）的研究，利用弯曲因子估算含水量函数[68]：73（5-30）2s5.3模型构建进行完室内土柱实验后，用Hydrus-1d软件模拟相同边界条件、初始浓度以及供水强度等条件下渗滤液在土柱中的运移情况，验证模型的可靠性，并对主要参数进行敏感性分析。5.3.1选择计算模块在构建模型时首先选择计算模块，本次研究内容为土壤水分和溶质运移，因此主程序选择溶质运移模块（solutetransport），如图5-2。图5-2选择计算模块Fig.5-2Selectsolutetransportcalculationmodule5.3.2基本信息设置37 河北工程大学硕士学位论文构建Hydrus-1d模型的基本信息包括几何信息和时间信息。几何信息设置选取cm为长度单位，土层划分根据实验分别设定为1和3，土壤剖面深度设置为85cm。模拟时段根据实验各溶质具体运行时间进行设定，初始时间步长均设为0.001h，最小时间步长设为0.001h，最大时间步长设为0.1h，迭代控制参数的设置使用默认值。5.3.3水流边界条件本次土柱实验在模拟水流从土柱上端连续进水过程中保持进水压力水头不变，因此上边界选用恒定压力水头边界（ConstantPressureHead），水流模型的下边界概化为为包气带底部（即潜水面），下边界选用自由排水边界条件（FreeDrainage）。如图5-3。图5-3Hydrus-1d模型水流边界条件的选用Fig.5-3SelectflowboundaryconditionsofHydrus-1d5.3.4溶质运移边界条件溶质运移是在水分运移基础上建立起来，Hydrus-1d的一维溶质运移模型采用经典的对流―弥散方程来描述。溶质运移模型的上边界设定为恒定浓度边界（ConcentrationBoundaryCondition），下边界设定为零浓度梯度边界，代表初始状态为液相0浓度状态（ZeroConcentrationGradient），如图5-4。38 第5章Hydrus-1d软件模拟及敏感性分析图5-4溶质运移边界条件选择Fig.5-4SelectsolutetransportboundaryconditionsofHydrus-1d5.3.5模型参数的确定5.3.5.1土壤水力参数Hydrus-1d中溶质运移参数设置包括土壤水力特征参数、溶质运移特征参数以及溶质反应性特征参数。Hydrus-1d水力模型选择单孔介质模型，并选择用vanGenuchten-Mualem公式处理土壤的水力特性。土壤水分运动参数包括饱和含水率θs、残余含水率θr、拟合参数α和n、饱和渗透系数Ks等，常用Van-Genuchten在1980年提出的关于压力水头和含水率的经验公式（5-31）和（5-32）进行拟合[69]。-srh（5-31）rmn1h-m2n-1n1-h1hKhK（5-32）snm21h式中：θ——体积含水率；h——压力水头[L]，饱和带中为正值，包气带中为负值，潜水面处为0；θs——饱和含水率；θr——残余含水率，即田间持水量；ɑ、n、m——拟合参数，其中m=1-1/n；K(h)——非饱和渗透系数[LT-1]；Ks—饱和渗透系数[LT-1]。39 河北工程大学硕士学位论文土壤水分运动参数的确定方法很多，本文根据野外采集的土样的基本性质以及实验室相关实测数据，并结合相关资料得出，α时经验参数，通常取值范围在0-1之间，n代表孔隙体积大小分布的指数，与土壤自身性质有关，取值范围在1-10之间，θr、θs、Ks均是实验得出，利用软件进行拟合后得出对土样1和土样2的土壤各水力特性参数的拟合结果分别如表5-1和5-2。表5-1土样1土壤水分运动参数Table5-1SoilHydraulicProperties土壤编号θrθsαnKsl10.0930.490.0141.5618.150.5表5-2土样2土壤水分运动参数Table5-2SoilHydraulicProperties土壤深度（cm）θrθsαnKsl0-250.0380.740.00552.433.150.525-500.0430.750.00632.494.750.550-850.0490.740.00652.585.020.55.3.5.2溶质运移参数土壤溶质运移参数的设置包括土壤容重（Bulk.D.）、垂向弥散度（Disp）、溶质在自由水中的分子扩散系数（Difus.W.）以及溶质在土壤空气中的分子扩散系数（Diffus.G.），溶质运移及反应特征参数主要包括分配系数（Kd）、亨利常数、一级或零级反应速率常数、传质系数等。本研究中不考虑气相，故各溶质在土壤空气中的分子扩散系数（D.G.）均为0，根据相关文献查得氯离子在自由水中的扩散系数为0.08cm2/h，氨氮在自由水中的分子扩散系数为0.17cm2/h[70]，O2在水中的扩散速率为0.084cm2/h[71]。水力模型选择单孔介质模型，并选择用vanGenuchten-Mualem公式处理土壤的水力特性。土壤水分运动参数通过野外采集的土样在实验室内测定数据，利用vanfit软用对所测数据进行拟合。土壤各水力特性参数及溶质运移参数分别如表5-3和5-4。表5-3土样1土壤溶质运移参数Table5-3Soilsolutetransportparameters土壤编号纵向弥散度（cm）Kd13.020.7840 第5章Hydrus-1d软件模拟及敏感性分析表5-4土样2土壤溶质运移参数Table5-4Soilsolutetransportparameters土壤深度（cm）纵向弥散度（cm）Kd0-254.370.16925-504.460.17250-854.410.1745.3.6土壤剖面及观测点设置Hydrus-1d中的土壤剖分（SoilProfile）模块是软件中对一维变饱和多孔介质中水流运动、溶质及热运移过程等状态模拟基础条件的设置模块。它包括对介质的离散、根系吸水状况以及其他相关参数的设置。介质的离散可以设置等距或局部加密节点，根据模拟的精度要求进行选择。本次研究按照研究土柱分层情况，将整个土柱长度均等化分，进行1cm等距剖分。其中1号土样土壤岩性分布为1，在土壤岩性分层选项中设为1，在底层设置观测孔，2号土样在土壤岩性分层选项中将土壤剖面分为3层，在每层设观测孔，软件默认观测孔从上到下顺序依次为1-3。图5-6和和5-7为土样1和土样2的土壤剖面图。图5-6土样1单层土壤剖面图Fig.5-6Thematerialdistributionofthefirstsoil41 河北工程大学硕士学位论文图5-7土样2分层土壤剖面图（图中：红色-土层一；蓝色-土层二；绿色-土层三）Fig.5-7Thematerialdistributionofthesecondsoil（Infigure:red-thefirstlayer;blue-thesecondlayer2;green-thethirdlayer）初始水头的分布是根据介质剖分的节点数进行离散。本研究中，假设模拟土柱的低端出水口处的压力水头设为0，顶端进水口处的压力水头为-110，模拟土层剖面均匀划分为110个节点，初始压力水头为0-85cm均匀分布，即在连续进水时，土壤表层处于饱和状态。5.4模拟结果5.4.1氨氮模拟结果将实验所得数据利用Hydrus-1d模拟氨氮运移过程，得出其模拟结果如图5-8所示。将软件模拟的结果与实测值进行比较，得到的对比图如图5-9所示。根据模型模拟的数值与对应的实测数值对比图可以看出，除了个别点的模拟值与实测值存在较大偏差外，其它情况模拟所产生的误差都不大，模拟曲线与实测曲线形态基本一致，模拟效果较为理想，表明模型能够很好的模拟氨氮在土壤中的运移情况。42 第5章Hydrus-1d软件模拟及敏感性分析ObservationNodes:Concentration20001800160014001200100080060040020000100200300400500600Time[hours]图5-8氨氮模拟结果图Fig.5-8Thesimulationdiagramofammonianitrogenconcentration2000180016001400)l1200/gm1000È(¨¶实测值模拟值800Å600模拟值实测值40020000100200300400500600时间（h）图5-9氨氮浓度实测值与模拟值对比图Fig.5-9Thecontrastwithmeasuredammonianitrogenconcentrationandthesimulationvalues为了更好的观察氨氮在整个土柱的运移过程，在设置土壤参数时分别在模拟土柱的20cm、30cm、40cm、50cm、60cm、70cm和85cm处设观测点N1、N2、N3、N4、N5、N6、N7，模拟结果得到图5-10。43 河北工程大学硕士学位论文ObservationNodes:Concentration200018001600N11400N21200N31000N4800N5600N6400N720000100200300400500600Time[hours]图5-10不同观测点处氨氮浓度变化值Fig.5-10Theammonianitrogenconcentrationofdifferentobservationpoints选取t=200h、t=250h、t=300h、t=350h、t=400h五个时间点，将各观测口氨氮浓度模拟值与实际测量值进行比较，如图5-11。-5200h-25©250h£300hm¨c350hÈ£-45400hî¶É-65-850200400600800100012001400160018002000氨氮浓度（mg/l）图5-11同一时间氨氮浓度与深度关系曲线Fig.5-11Therelationshipwithdepthandammonianitrogenconcentrationatthesametime44 第5章Hydrus-1d软件模拟及敏感性分析5.4.2COD模拟结果COD模拟结果如图5-12。ObservationNodes:Concentration350003000025000N12000015000N210000N3500000102030405060708090100Time[hours]图5-12COD模拟结果示意图Fig.5-12ThesimulationdiagramofCOD由于Hydrus-1d在模拟过程中运用的对流弥散理论，未考虑垃圾渗滤液在土壤中的微生物降解和挥发作用，但在实际渗流过程中，除了土壤的吸附性能之外，由于垃圾渗滤液自身成分的复杂性，会发生微生物降解等一系列复杂的生物化学反应，致使淋出液中COD的浓度远远小于进水中COD的浓度。5.5参数敏感性分析模型的建立过程中涉及到很多参数，这些参数的任意一个变化都可能会引起出水溶质浓度的改变，因此在实际应用时应考虑土体的性质、溶质类型等诸多因素．在探讨影响溶质运移的主要因素后，才能选取适当的参数用于模型分析[72]，为探讨各参数对模型模拟结果影响的大小，分析在溶质运移过程中其主要作用参数，对模型进行参数敏感性分析。垃圾渗滤液在土壤中的迁移转化过程是十分复杂的，影响其迁移转化的因素有很多，为研究参数的变化对垃圾渗滤液在土壤中运移的影响，本次论文对部分45 河北工程大学硕士学位论文参数进行敏感性分析，研究各参数对数据和模型是否敏感。在应用Hydrus-1d模拟时每次对一个参数在实测数据的基础上进行一定幅度的增大或减小，观察不同变幅下模拟结果的变化情况，确定该参数对模型模拟结果的敏感性[73]。本次论文主要通过改变压力水头和弥散系数来分析压力水头和一维水动力学弥散系数对实验数据及模型的敏感性，主要方法是通过分析改变参数后的模拟值与改变参数之前的模拟值的相对误差来分析该参数对垃圾渗滤液在土壤中的迁移转化是否敏感。5.5.1不同压力条件下出水浓度变化的影响不改变其他参数，只改变进水压力，得到不同进水压力条件下的运移曲线，分析压力水头对模型的敏感性。将压力水头在原有110cm的基础上分别逐次增加5cm和减少5cm，即分别设置压力水头为120cm，115cm，110cm，105cm，100cm，95cm，将模型所需各个参数输入Hydrus-1d软件中，建立新的土柱剖面，在土柱剖面底部出水口处设观测点，运行软件得出1号土样在不同压力下的氨氮运移曲线，如图5-13。200018001600©1400£l/g1200110cm¨mÈ£1000120cm¨¶115cmªÅ800105cm±µ100cm°60095cm4002000100200300400500600时间(h)图5-13不同压力对氨氮浓度的影响Fig.5-13Thechangeofammonianitrogenconcentrationwhenthedifferentpressure如图5-13所示，不同进水压力对出水中氨氮的浓度会有影响，压力水头越大，溶液在土层中达到平衡的时间越长，反之，压力水头越小，氨氮在土壤中的运动越快，到达平衡所需的时间就越短。同一时间下相同深度处进水压力越大，氨氮46 第5章Hydrus-1d软件模拟及敏感性分析浓度值越小。选取t=400h和t=300h时数据进行敏感性分析见表5-5。表5-5氨氮压力水头敏感性分析Table5-5Thesensitivityanalysisofthedifferentpressureaboutammonianitrogenh+10h+5hh-5h-10h-15压力水头（cm）12011510010510095300h模拟值（mg/L）4196061006133915661704相对误差（%）-58.38-39.79--33.155.6769.38400h模拟值（mg/L）117113661635176318151835相对误差（%）-28.3816.45--7.8311.0112.23选取t=250h、t=300h、t=350h、t=400h时压力水头的变化值与氨氮浓度之间的关系，如图5-14所示。2000180016001400©£l1200/g¨m1000È£¨¶800250hÅ600300h400350h200400h095100105110115120压力（cm）图5-14同一时间压力与氨氮浓度关系Fig.5-14Therelationshipwithpressureandammonianitrogenconcentrationatthesametime图5-14可以看出压力为95cm时仅在t=250h时氨氮浓度已经接近1500mg/L，而在压力为120cm，进水t=250h时氨氮浓度依然很小，在t=400h时，压力水头为95cm时氨氮浓度已经达到1800mg/L以上，在同一时间，压力水头为120cm时，氨氮浓度也达到了1500mg/L，这说明进水压力水头越大，出水的氨氮浓度变化幅度也越大，进水压力越小，氨氮浓度达到平衡的时间也越短。由于土样2在实验过程中采用了分层装填，但是同时对三层土样进行敏感性47 河北工程大学硕士学位论文分析很不方便，因此只对最后一层土样数据进行敏感性分析。分别设置压力水头为120cm、115cm、110cm、105cm、100cm和95cm，运行软件得出不同压力条件下的COD浓度变化曲线，观察压力变化对实验过程COD的影响，如图5-15。如图5-15所示，不同进水压力对出水中COD的浓度会有影响，压力越大，COD浓度变化越缓慢，到达平衡的时间也越久，反之，压力水头越小，COD在土壤中的运动越快，到达平衡所需的时间就越短。同一时间下相同深度处进水压力越大，COD浓度值越小。400003500030000©£l25000/g¨m120cmÈ£20000¨¶115cmÅ15000110cmDOC105cm10000100cm500095cm02030405060708090100时间（h）图5-15不同压力下COD浓度的变化曲线Fig.5-15TherelationshipwithtimeandCODatthedifferentpressure对t=50h的数据进行敏感性分析，见表5-6。表5-6COD压力水头敏感性分析Table5-6ThesensitivityanalysisofpressureheadaboutCODh+10h+5hh-5h-10h-15压力水头（cm）1201151001051009550h模拟值（mg/L）74251127015250190802246025270相对误差（%）-51.31-26.10--25.1147.2865.7选取t=40、t=45、t=50、t=60、t=70时压力水头的变化值与COD浓度之间的关系，如图5-16所示。图5-16可以看出压力为95cm时仅在40h时COD浓度便可达到10000mg/L以48 第5章Hydrus-1d软件模拟及敏感性分析上，而在压力为120cm时，进水40h时氨氮浓度变化很小，而在70h时，COD浓度全部达到25000mg/L以上，在同一时间下，压力水头越大，出水的COD浓度变化幅度也越大，进水压力越小，氨氮浓度达到平衡的时间也越短3500040h45h50h60h70h30000©25000£l/g20000¨mÈ£15000¨¶Å100005000095100105110115120压力水头（h）图5-16相同时间压力与COD浓度关系Fig.5-16TherelationshipwithpressureandCODconcentrationatthesametime5.5.2不同弥散系数对出水浓度变化的影响不改变其他参数，只改变垂向弥散系数Disp，分别设置弥散度为实验计算弥散度的1.4倍、1.2倍、0.8倍、0.6倍，运行软件得到不同垂向弥散度下土样1的氨氮运移关系曲线，如图5-17。49 河北工程大学硕士学位论文2000180016001400©£1200l/g¨m10001.4DÈ£D¨¶800Å0.8D6000.6D4001.2D2000100200300400500600时间（h）图5-17不同弥散度对出水氨氮浓度影响Figure5-17Theimpactonammonianitrogenconcentrationofdifferentdispersiondegree由图5-17可以看出垂向弥散度的变化出水氨氮浓度达到平衡的时间影响不大，没有改变压力水头时变化明显，但曲线的形状有所变化，表现为垂向弥散度越大，穿透曲线越平缓，达到平衡需要的时间越长。选取t=300h时进行敏感性分析见表5-7。表5-7氨氮弥散度敏感性分析Table5-7Thesensitivityanalysisofdifferentdispersiondegreeaboutammonianitrogen0.6D0.8DD1.2D1.4D垂向弥散度1.812.423.023.634.23模拟值（mg/L）929.50972.001006.001034.001059.00相对误差（%）-7.6-3.38--2.785.27通过分析弥散系数对模型模拟结果的敏感性可以看出，垂向弥散系数对氨氮运移影响不大，主要影响的是氨氮穿透曲线的斜率，而改变压力水头对氨氮的运行会有一定影响。COD的浓度变化与弥散系数的敏感性也用上述同样方法模拟，不改变其他参数，只改变垂向弥散系数Disp，分别设置弥散系数为实验计算弥散系数的1.4倍、1.2倍、0.8倍、0.6倍，运行软件得到不同垂向弥散系数对COD浓度的影响，如图5-18。50 第5章Hydrus-1d软件模拟及敏感性分析400003500030000©£l25000/g¨m1.4D20000È£1.2D¨¶Å15000DDOC0.8D100000.6D500002030405060708090100时间（h）图5-18不同弥散度对出水COD浓度影响Figure5-18TheimpactonCODconcentrationofdifferentdispersiondegree由图5-18可以看出垂向弥散度的变化出水COD浓度达到平衡的时间影响不大，没有改变压力水头时变化明显，但曲线的形状有所变化，表现为垂向弥散度越大，穿透曲线越平缓，达到平衡需要的时间越长。选取t=50h时进行敏感性分析见表5-8。表5-8COD不同弥散度敏感性分析Table5-8ThesensitivityanalysisofdifferentdispersiondegreeaboutCOD0.6D0.8DD1.2D1.4D垂向弥散度2.653.534.415.296.174模拟值（mg/L）126201409015210.001613016910相对误差（%）-17.03-7.36--6.0511.185.6本章小结（1）通过运用Hydrus-1d软件模拟氨氮在土柱中的运移过程，与实验室实测值进行对比分析，发现模拟结果在趋势上与实验室实测值具有良好的一致性，但是由于垃圾渗滤液成分复杂，含有大量的微生物，在土层中的运移实验中除土壤的吸附作用外，既发生了溶质的对流弥散作用，同时还有微生物的降解作用，以及一些其他复杂的生物化学，垃圾渗滤液在经过土柱后的渗出液COD浓度最大值远小于垃圾渗滤液的COD浓度值，而Hydrus-1d在模拟中只考虑对流弥散理论，忽略微生物的降解作用及其他反应，因此模拟的结果COD浓度最终达到平衡时与51 河北工程大学硕士学位论文原溶液相当，说明Hydrus-1d在理论上可以很好的模拟垃圾渗滤液在土壤中的迁移转化情况。（2）通过改变单一参数压力水头和弥散系数分析不同垂向弥散系数和不同进水压力对模拟结果的敏感性，研究发现改变进水压力对模拟结果产生的影响要大于改变垂向弥散系数对模拟结果的影响。在同一时间，增大压力水头可以增大土壤最溶质的吸附强度。52 结论结论结论本文主要在总结前人研究成果的基础上，对土壤水分运移基本理论和土壤溶质运移理论做了简单介绍，利用室内土柱实验对垃圾渗滤液在土壤中的迁移转化规律进行了实验研究，并在实验研究基础上应用Hydrus-1d软件进行仿真模拟及敏感性分析，得出了如下一些结论：（1）通过示踪实验，测定了氯离子的穿透曲线，并计算出了一维水动力学弥散系数，实验结果为后期软件模拟过程提供了较为可靠的参数。（2）垃圾渗滤液淋溶实验结果表明水果垃圾渗滤液中含有大量的微生物，会使渗滤液在淋滤过程中除发生对流弥散和吸附作用外还发生降解反应，有机物在穿透土层时COD值相比于源水COD值要小得多。（3）在用自行配制的氯化铵溶液进行淋溶实验中发现，由于土柱经过氯离子穿透实验，而后用蒸馏水彻底清洗，柱内微生物量很少，主要表现的是对流弥散和吸附的共同作用而没有微生物的降解作用，因而氨氮浓度值最终趋于原水样的浓度值，说明土壤在没有微生物降解而仅有吸附作用时，并不能起到自净作用，而只能起到延迟污染物的迁移时间。（4）本文通过实测数据运用Hydrus-1d进行了仿真模拟，模拟结果在趋势上与实验室的实测值具有良好的一致性，拟合效果较好。（5）通过改变单一参数压力水头和弥散系数分析不同垂向弥散系数和不同进水压力对模拟结果的敏感性，研究发现改变进水压力对模拟结果产生的影响要大于改变垂向弥散系数对模拟结果的影响。在同一时间，增大压力水头可以增大土壤最溶质的吸附强度。展望垃圾渗滤液在土壤中的输移机制的研究在我国还研究较少，研究成果相对比较滞后，大部分研究主要集中在垃圾渗滤液淋溶实验研究方面，然而从定量化角度研究生物化学转化、吸附解吸或离子交换和水动力学弥散等环境动力学行为对垃圾淋溶物质迁移转化过程的研究几乎没有开展，具有很好的发展前景。本文在总结前人的科研成果的基础上，对垃圾渗滤液在土壤中的迁移转化机制进行了进一步的探索，并取得了一定的成果，但是由于实验条件和时间的限制，53 河北工程大学硕士学位论文且本人能力有限，本次论文仅通过Hydrus软件进行的模拟与实验室土柱实验进行对比分析，但是本次研究检测污染指标较少，加上渗滤液自身成分复杂，研究上未免有许多不足。建议在今后的研究工作中能够开展垃圾填埋场现场监测，获更真实有效的设计数据，并能考虑不同环境下因素对更多污染组分的影响。54 致谢致谢本研究论文是在导师朱长军教授的悉心指导下完成的。衷心感谢朱老师在我读研期间的悉心指导和谆谆教诲，无论是学习上还是生活中朱老师一直对我尽心指导，关怀备至，让我受益匪浅，朱老师为人谦逊、学识渊博、治学严谨、实事求是，他的敬业的精神和对科研的热忱深深的感染着我，是我一生学习的楷模。千言万语道不尽我对导师的感激之情，在此谨向我的导师朱长军老师致以最崇高的敬意和最忠心的感谢！感谢环境工程系所有的老师，谢谢他们在研究生阶段给予我专业知识方面的指导，感谢所有城建学院研究生实验室的老师在实验期间给予我的各方面的帮助。感谢刘铭师姐、郝文龙师兄和刘世建师弟在实验期间对我的帮助以及在生活中给我的鼓励，感谢同在实验室的市政专业同学在实验上给予我的各方面的帮助，感谢我的室友及环境专业的所有同学们在学习和生活中对我的鼓励和包容。最后，感谢我的家人和感谢所有关心、爱护我的朋友们在我读研期间对我的无私关怀与支持，给我力量，陪我走过这段难忘的日子。55 河北工程大学硕士学位论文参考文献[1]刘增超,董军,何连生,等.基于过程模拟的地下水污染风险评价方法研究[J].中国环境科学,2013,06:1120-1126[2]孙洪伟,郭英,彭永臻.垃圾填埋场渗滤液短程生物脱氮的长期稳定性实验研究[J].环境科学,2014,01:221-226[3]姜月华,沈加林,王爱华,等.城市垃圾发展现状及其对生态地质环境的影响[J].火山地质与矿产,2000,02:96-106[4]董志高,李枫,吴继敏,等.垃圾填埋场对周边地质环境影响与防治对策[J].地质灾害与环境保护,2010,01:15-20[5]程忠,袁国宝.农业用地土壤污染防治立法的初探[J].四川环境,1993,02:14-16[6]郑铣鑫.城市垃圾处理场对地下水的污染[J].环境科学,1989,03:89-92[7]刘增超,何连生,董军,等.简易垃圾填埋场地下水污染风险评价[J].环境科学研究,2012,07:833-839[8]杨秀敏,张桂梅.城市垃圾渗滤液对地下水的污染及防治对策[J].山西水利科技,2005,01:39-40+54[9]詹美礼,杨璘,张文捷,等.成层土壤中氨氮入渗迁移实验研究[J].安全与环境学报,2010,02:11-16[10]高艳娇,黄继国,陈鸿汉,等.生物接触氧化—电絮凝工艺处理垃圾渗滤液研究[J].环境科学与技术,2006,03:92-93+120[11]隋淑梅,徐颖,孙健,等.阜新城市垃圾填埋场对地下水污染的研究[J].化工矿产地质,2007,04:232-236[12]沈耀良.垃圾填埋场渗滤液处理技术研究进展[J].苏州城建环保学院学报,2001,04:6-15[13]Reinhart,D.R.andTownsend.T.G.AssessmentofLeachateCollectionSystemCloggingatFloridaMunicipalSolidWasteLandfills[J],DraftReport,May1,1997-April1,1998[14]Koerner,G.R.andKoerner,R.M.DesignofLandfillLeachate-Collection[J].GeotechnicalEngineering,1994,120(10):1792-1803[15]KiyokazuOKAWA,YoichiNAKANO,WataruNISHIJIMA,MitsumasaOKADA.EffectsofCoexistentSubstancesonDecompositionof2,4-dichlorophenolbyOzonationafterExtractionfromLandfillLeachateinOrganicSolventthroughDifferentAdsorbents[J].JournalofJapanSocietyonWaterEnvironment,2004,27(12):785-790[16]McEnroe,BruceM.LeachateCollectioninLandfills:UnsteadyCase[J]EnvironmentalEngineering,1989,115(6):138-145[17]Oweis,IssaSandBiswas,GopalC.LeachateMoundChangesinLandfillsDuetoChangesinPercolationbyaCap[J].GroundWater,1993,31(4):664-674356 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河北工程大学硕士学位论文作者简介常向萍，女，汉族，1989年10月出生于内蒙古赤峰市。2009年9月，考入河北工程大学城市建设学院，就读环境工程专业；2013年6月于河北工程大学毕业，获得工学学士学位；2013年9月考入河北工程大学城市建设学院，攻读环境工程专业硕士学位。在攻读硕士期间学习的主要课程有：数值分析、数理统计、专业英语、环境系统分析、环境生物技术、水环境数学模型、环境流体力学、环境评价预测方法及案例分析、温室气体减排技术、水污染防控技术研究进展、大气污染控制理论与技术、环境工程案例等。攻读硕士期间发表的论文和研究成果[1]ChangjunZhu,XiangpingChangandMingLiu.ExperimentalstudyontheinfluenceofsedimentonCODdegradation[J].NatureEnvironmentandPollutionTechnology,2014,13(4):855-858.（EI）[2]ChangjunZhu,WenlongHao,andXiangpingChang.VerticalVelocityDistributioninOpen-ChannelFlowwithRigidVegetation[J].TheScientificWorldJournal,Volume2014,ArticleID146829.(SCI)[3]郝文龙,朱长军,常向萍.淹没刚性植物水流纵向流速垂向分布研究[J],河北工程大学学报(自然科学版),2014,31(3):64-6760 －Ｖ－Ｐ．－，．Ｖ－‘－＾；ｙ．－■一；＇立＇；Ｖ；Ａ胁．‘德；－：一．：去：■／：＾－一；一：；■－／■；■－＞Ｖ；等。．占二：於ｒ一进／＇；ｖ：ｖ－■丢．－巧ｆ－‘，一■＇－巧ｒ＇■＇．一－；下ＶｒＪｉ．■一＿：、＞．ｉ＇＇．一■＇－一，Ｖ一Ｖ一一■；；－．Ｔ－－＇ｖ？＇－＾．．Ｖ．－，．－－＾－－？■一■，－．：：：＼－．：■ｖ一？一＾．－．－．■－．？■＾一７＾■－占，：－－．－，．＾