污染物運移

Ⅰ 地下水污染物及主要的化學過程

1.鐵污染

煤礦地區地下水中的Fe一般是由於在開采過程中，煤中黃鐵礦被氧化成₄溶於水，最終被氧化成Fe³⁺或是Fe²⁺和Fe³⁺共存的結果(白國良等，2006)。涉及主要反應是:

典型煤礦地下水運動及污染數值模擬:Feflow及Modflow應用

實際上在多數礦井，尤其是在還在進行開采作業的深井中，反應(1)的進行並不完全，這主要是因為黃鐵礦的氧化主要發生在含水不飽和帶中的缺水地區，在這一區域中沒有足夠的水量來對含鐵礦物進行溶解和運移(董少傑等，2006)。因此在這一區域中，黃鐵礦極易形成亞鐵和鐵離子的結晶水合物。例如，水綠礬晶體(Fe₂(SO₄)₃·H₂O)、針綠礬晶體(Fe₂(SO₄)₃·9H₂O)、葉綠礬晶體(Fe⁽²⁺⁾Fe⁽³⁺⁾(SO₄)₆(OH)₂·20H₂O)、水亞鐵礬等，以及各種黃鉀鐵礬類晶體。這些礦物可以統稱為酸成鹽(AGS-AcidGeneratingSalt)類，這些礦物晶體多呈現白色或者黃色(張健俐，2001)。以生成水亞鐵礬為例，在礦井中反應如下:

典型煤礦地下水運動及污染數值模擬:Feflow及Modflow應用

反應(2)與反應(1)中每摩爾黃鐵礦反應產生4摩爾(H⁺)相比，每摩爾黃鐵礦只能產生0.7摩爾(H⁺)。由此可以看出，反應(2)產酸能力低於反應(1)。但是，應該引起注意的是這些鹽類一旦在有充足水量的環境下，將會充分快速的溶解(孫越英等，2006)，將大量鐵離子(Fe³⁺)和亞鐵離子(Fe²⁺)釋放進水中，而其中的亞鐵離子(Fe²⁺)最終將被氧化成三價鐵離子(Fe³⁺)。最終在水中發生反應如下(何杉，1999):

典型煤礦地下水運動及污染數值模擬:Feflow及Modflow應用

由以上反應式可以看出，在整個過程中將會釋放大量氫離子(H⁺)。因此，由於酸成鹽能夠在開采過程中儲存大量的酸性離子，在采空區被地下水淹沒以後將會有大量酸成鹽(AGS)被溶解。這將會導致采空區及周邊地區地下水中鐵離子(Fe³⁺)及亞鐵離子(Fe²⁺)濃度及數量上升，同時pH值下降，造成地下水污染，也可以稱為「地球化學損傷」(Paul L，2000)。通過觀測井數據顯示，在新峰一礦礦井周邊，Fe離子濃度最大值為0.65mg/L，最小濃度值為0.001mg/L。

2.硫酸鹽污染和總硬度污染

新峰一礦地區硫酸鹽污染的主要成因與鐵污染成因相似，均是由於黃鐵礦在開采過程中被氧化，形成硫酸鹽，最後在采空區被地下水淹沒的情況下溶解，進入地下水中，從而造成污染。硫酸鹽濃度升高的另一個後果就是使得地下水的總硬度值增大，主要涉及反應是:

CaSO₄→Ca²⁺+SO^2－₄

硫酸鹽引起的硬度是非碳酸鹽硬度，在水煮沸後仍然是無法除去的，因此由此引起的總硬度上升是相對難以消除的。

3.其他污染

煤礦在開采過程中除了造成上述地下水污染以外，還會由於礦區生活和其他工業設施污水排放，使地下水中含有化學耗氧量、油類，以及揮發性酚類污染物(孟祥琴等，2006)。目前新峰一礦觀測孔水樣數據中並未出現此類污染物。

Ⅱ 重金屬污染物在土壤環境系統中傳輸運移的機理

有的話就貼出來吧

Ⅲ 地下水動力作用對污染物遷移的影響

如果說上面關於物理、化學、生物效應的討論主要是圍繞污染物是否容易遷移的問題展開的。本段落則側重於討論污染物是如何遷移的，或者說不同水動力形式對遷移的影響。進入地下水的污染組分，隨水流運動可由兩種水動力方式控制，這就是對流遷移、機械彌散遷移兩種形式。

(一)水動力作用的兩種形式

1.對流遷移

當含水層中的地下水存在壓力差時，就會產生水的流動，由壓力高的地方向壓力低的地方流動，這種現象稱對流。污染物以地下水為載體，隨水流一並運動的過程就是對流遷移。研究表明，污染物的移動是質點的運動，其移動速度相當於地下水動力學所講的實際流速(u)，而不是滲透流速(v)。前者是指由岩土空隙組成的通道中水流的真實流速，後者是指由空隙和不透水介質共同組成的某一斷面與其水流通量的比值，可由下式計算得出

環境地質學

式中:Q為通過過水斷面的流量;W為過水斷面的面積;K為含水介質的滲透系數;I為過水斷面上、下斷面的水力梯度。

由上式可以看出，滲透流速是個面積平均的概念，又稱平均滲透流速。由於滲透介質孔隙通道蜿蜒曲折，呈網路狀，很難測度各質點的真實流程和速度，所以實際流速往往用平均滲透流速換算而得，即平均實際流速u。

環境地質學

式中:n為介質的孔隙度;u為平均實際流速;其他符號同上式。

當污染物在水壓力差作用下以平均實際流速遷移時，就是對流遷移。

如果仔細考察會發現，污染物從某一位置到達另一位置，各質點所走的路徑以及運動的速度是不完全相同的，即使同時出發的不同質點，到達終點所需時間也有長短之分。正因如此，以平均實際流速確定的污染物鋒面位置往往與實際觀察結果有較大偏差，為此，必須考慮另外一種水動力現象，即機械彌散。

2.機械彌散遷移

在恆溫條件下，多孔介質中流體在微觀尺度上實際流速不均勻，方向不一致，而引起的溶質運移的時間不同步、分布范圍不斷擴大的現象稱為機械彌散。機械彌散產生的原因主要是含水層介質孔隙、裂隙分布的不均勻，幾何形狀和大小不同，溶質沿著曲折的通道運動時，阻力大小也不一致，於是，在同一斷面上，有的孔洞實際流速快，有的流速慢，運動方向也不一致。隨著流程的增大，就會呈現出較大尺度的分散現象。機械彌散效應的大小可用機械彌散系數表徵，即:

D_h=λv

式中:D_h為多孔介質的機械彌散能力;v為地下水的平均滲透流速;λ為多孔介質平均粒徑及其不均勻特徵。機械彌散系數有縱向彌散系數D_hx和橫向彌散系數D_hy，前者是沿水流方向的彌散;後者是垂直水流方向的彌散作用。室內試驗表明，縱向彌散比橫向彌散一般要大5～20倍。

(二)分子擴散的物理作用

造成污染物隨地下水流呈不斷擴大分布范圍的另一種普遍存在的，不同於水動力學的物理作用就是分子擴散。所謂分子擴散是指，靜止水體中溶質在溶液濃度梯度的支配下，從高濃度處向低濃度處的運移現象。它可以發生在靜水環境中，也可以出現在動水中，既可以沿水流運動方向出現，也可垂直水流方向發生。分子擴散與分子、離子及質子的熱運動有關，溶液中溶質的分子擴散速度服從費克(Fick)定律:

環境地質學

式中:q_x、q_y分別為溶質在x、y方向的分子擴散速度;C為溶液溶質濃度;əC/əx、əC/əy分別為沿x、y方向溶質的濃度梯度;D₀為溶液中溶質的分子擴散系數。

(三)污染水鋒面的移動

1.污染水鋒面

由於機械彌散和分子擴散作用，污染物在地下水中遷移時，污染水與天然水之間往往不存在一個清晰的界面，而是一個水質相互混合的過渡帶。若用污染物相對濃度C來表示，即:

環境地質學

式中: 表示相對濃度;C為地下水流場中某點污染物濃度(扣除本底值後的濃度);C₀為污水中污染物的濃度(不計本底值)。由圖8-2可以看出，污染水占據的區域 ，未被污染的天然水區域 ，在兩個區域之間存在一個 的地帶，這個地帶就是過渡帶。過渡帶與天然水區域的大致界面，即 趨於0的位置，就是污染水的鋒面。

圖8-2 染水鋒面及過渡帶示意圖

圖8-3 同流動條件下鋒面的形態

2.鋒面的形狀

污染水進入含水層後，鋒面的形狀如圖8-3所示。

在連續垂直滲透的條件下，如果滲透介質是均質的，鋒面呈舌狀，並在水動力的驅動下緩緩下移(圖8-3a)。如果含水層是傾斜的，鋒面會拉長變形成楔狀。傾斜的角度(傾角)越小，楔狀體的長度就越大(圖8-3b)。鋒面形狀之所以會發生變化，除與水動力條件的改變有關外，另一重要原因是污染水和天然水存在著密度差。楔狀體的具體形狀可分為兩種情況:①污染水的密度ρ₁小於天然水的密度ρ₂時，楔狀體的前端位於含水層的上部，並收斂於含水層的頂板;楔狀體的後端位於含水層的底部，與含水層的底板相交(圖8-3c);②污染水的密度ρ₁大於天然水的密度ρ₂時，情況恰恰相反，楔狀體的前端位於含水層的底部，後端位於含水層的頂部(圖8-3d)。通俗地講，上面兩種情形出現的原因就是重的液體有下沉的傾向，輕的液體會浮在上面。

在地下水系統中，由於含水介質粒度的分布十分不均勻，岩相變化也較復雜，往往很難見到上述理想的鋒面形狀，大多為參差不齊的復雜曲面。滲透性良好、地下徑流較強的含水層，鋒面的位置會更靠前，相對弱的含水層鋒面位置會靠後，從而呈現犬牙交錯的格局，但在總體上仍可保持楔狀體的大體輪廓(圖8-4)。

3.鋒面的移動

污染地下水鋒面所處位置是圈定污染范圍的依據，在地下水水動力作用的驅動下，鋒面隨時間不斷移動，地下水的污染范圍也不斷擴大。查明鋒面所處位置，認識其移動的規律，是地下水污染評價、預測的主要基礎性工作。

污染水在含水層中移動的過程，可用圖8-5來說明。從圖中可以看出，當地表污染源中的污染物經過降水淋溶入滲，進入潛水面，在t₁時段，鋒面可保持在兩個流(線)面之間，污染區的范圍也較小。到t₂時段鋒面的大部分仍限於兩個流面之間，只有一小部分超出流面位置，前鋒移動的距離要大於前一時段。此後各時段(t₃，t₄…)鋒面位移的距離會逐漸增大。其中的緣由，可用下述的物理過程予以分析(圖8-6)。

圖8-4 層含水層中污染水鋒面形狀(污染水密度ρ₁小於天然水密度ρ₂，粗線表示鋒面位置)

圖8-5 染水鋒面的移動

圖8-6 面移動中的對流遷移、機械彌散、分子擴散作用

圖8-7 續入滲污染形成的污染區擴大

假定含水層滲透介質是均質的，地下水的水力梯度不發生改變，地下水的實際平均流速大致可視為常量。在對流遷移作用下，t₃時段末的鋒面到t₄時刻末時應移動到圖中實線箭頭所示位置。然而，在t₃到t₄時間過程中由於機械彌散和分子擴散作用的影響，鋒面真實的位置會比僅考慮對流遷移所達到的位置更遠，而且t₄時段的過渡帶寬度要大於t₃時段，污染水體的側邊緣也會向四周擴大，突破流線(面)的限制。除此之外，由於流線方向的變化，近地表處以垂直滲透為主，逐漸變為近水平滲透，鋒面也發生變形，圖中所示的是污染水密度小於天然水密度時的變形情形，即鋒面最前端前伸，後端退後。

根據上述道理，不難理解如果污染水的入滲是長時間的連續過程，污染水鋒面的移動速度會越來越快(因不斷疊加機械彌散、分子擴散效應);過渡帶的寬度也會越來越大，前半部的濃度值會越來越小;污染水體的側邊緣也會超出流線(面)的限制，而向兩側發展;鋒面的形狀則由入滲端的舌狀逐漸拉長呈楔狀;污染區的平面投影呈現出如圖8-7所示的形狀。

Ⅳ 垃圾污染物在地下含水層中遷移模擬實驗研究

一、模擬試驗研究的目的

大量的調查評價結果表明，許多城市垃圾多數堆放或填埋於地下資源補給區、城市周圍的其他近郊區的舊河道及其兩岸、荒地、巨大的採石（砂、土）坑中，在垃圾場地底部均未採取任何防滲措施，垃圾直接堆放在含水層之上或直接與地下含水層相連，垃圾分解後產生的淋濾液與外來水分（包括大氣降水、地表水、地下水入滲）所形成的內流水，污染了深層或淺層地下水，成為城市特別是平原地區城市地下含水層的主要污染源之一。

那麼，垃圾污染物在各種含水層結構的深層或淺層地下水的運移速度有多大？污染影響范圍有多大？這是污染物在地下含水層中遷移模擬試驗研究的目的。

根據我們對許多城市垃圾場對地下水污染的調查，發現北京垃圾場對地下水的污染在含水層類型方面十分具有代表性。北京垃圾場主要對下列三種類型的含水層產生污染。一種為以北京市平原區沙子營垃圾場為代表的以砂為主的含水層；第二種以清河營垃圾場為代表的北京市平原區舊（古）河道砂夾砂礫石層結構的含水層系統；第三種以北京市北天堂垃圾場為代表平原區地下水的補給區永定河沖洪積扇頂部砂卵礫石含水層系統。選擇這三種類型的含水層結構系統研究垃圾淋濾液污染組分在含水層中的遷移，具有十分重要的理論研究意義和實際應用價值。

由於地下水的污染受許多因素影響，而現階段的工作無法區分垃圾對地下水污染的影響程度，因此，選用地下水水質模型來預測垃圾淋濾液在含水層中的分布。由於所依託項目任務書要求、調查年限、經費等的限制，我們在野外選擇了沙子營垃圾場、清河營垃圾場作了彌散試驗，並選擇理想條件下污染物遷移方程的解析解，來對垃圾污染物在地下含水層中遷移進行試驗與模擬研究，這是在目前條件下最有效的方法。

下面是試驗模擬研究的過程及討論。

二、彌散試驗及數據處理

（一）沙子營垃圾場彌散試驗過程與結果

彌散試驗場位於垃圾填埋場西南角，距其約20m處。地層岩性上部為0.6m厚的砂質粘土，中部為0.5m厚的中細砂，下部則為2m厚的中粗砂，地下水位埋深約0.7m，為潛水含水層，含水層岩性主要為中粗砂，厚度2.4m。

試驗前施工了示蹤劑投放孔（主孔）和觀測孔，主孔孔深為3.60m，觀1、觀2、觀3和觀4孔深分別為3.60m、3.60m、3.60m和3.61m，四個觀測孔距注入孔的距離分別為2.28m、2.1m、1.85m和1.83m，方位分別為25°、340°、290°和210°（圖7-6）。

圖7-6 垃圾場彌散試驗孔位平面圖

通過實測試驗場地地下水流向為323°，地下水化學類型為HCO₃-Ca·Mg型，Cl^-的濃度為158.7mg/L。試驗時間為2000年9～10月份，試驗時周圍農田沒有實施灌溉，避免了地下水流場受人為因素的干擾，示蹤劑選用NaCl。試驗時對觀測孔和投放孔進行了定時、定深取樣、現場分析化驗，在觀2和觀3孔得到了較為滿意的觀測結果（見圖7-7）。

利用觀測資料，採用下面的方法計算彌散系數。根據示蹤劑瞬時投放的數學模型：

圖7-7 沙子營彌散試驗觀測結果及曲線匹配圖

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

式中：c為投入示蹤劑引起地下水濃度變化值（mg/L）;v為地下水實際流速（m/d）;n為含水層有效孔隙度；m為注入示蹤劑質量（mg）;D_T、D_L為縱、橫向彌散系數（m²/d）。

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

忽略分子擴散，並設D_L＝α_L·v、D_T＝α_T·v，則（1）式的解為：

設

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

則：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

式中：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

利用式（7-12）～（7-14）可計算出不同a值情況下的c_R隨t_R的變化值，從而可繪出c_R-_R曲線簇，即得標准量板曲線。

根據（5）式變換整理得：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

綜合上述，如兩觀測孔至少有一個不在流向上時，把所得的實測曲線與標准曲線進行匹配，可得出相應的a值，應用（7-15）式即可求出縱向彌散度α_T和橫向彌散度α_L。

經計算得，α_L＝0.072m；α_T=0.0091m。

（二）清河營垃圾場彌散試驗過程與結果

彌散試驗場位於垃圾填埋場南側，距垃圾場約50m。地層岩性上部為0.4m的粉質粘土。中部為0.6m的細砂夾卵石，之下有一0.5m厚的砂質粘土，最下部為1.2m的中粗砂夾卵石，地下水位埋深約0.77m，為潛水含水層，含水層岩性主要為中粗砂夾卵石，厚度約2.2。

試驗前施工了示蹤劑投放孔（主孔）和觀測孔，主孔孔深為3.6m，觀1、觀2和觀3孔深分別為3.60m、3.52m和3.63m，三個觀測孔與注入孔的距離分別為2.81m、3.66m和3.00m，分別位於主孔的90°、135°和177°（圖7-8）。

圖7-8 清河營垃圾場彌散試驗孔位平面圖

試驗前，實測試驗場地地下水流向為105°，Cl^-的濃度為112.06mg/L。彌散試驗完成時間在2000年10月份完成。示蹤劑選用NaCl。試驗時對觀測孔及投放孔進行了定時、定深取樣、現場分析化驗，在觀1和觀2孔得到了較為滿意的觀測結果（圖7-9）。

經計算，清河營垃圾填埋場地的縱向彌散度α_L=0.0594m，橫向彌散度α_T=0.000456m。

（三）地下水實際流速的計算

地下水實際流速可根據注入孔的濃度衰減值用下式（7-16）求得：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

式中：d為注入孔直徑（m）; n為有效孔隙度；α為綜合影響因子，一般取0.5～2.0；Δt為自投入示蹤劑後的時間（d）; C₀為濃度本底值（mg/L）; C₁為投入示蹤劑後注入孔濃度（mg/L）; C₂為Δ_t時間後注入孔濃度（mg/L）。

圖7-9 清河營彌散試驗觀測結果及曲線匹配圖

兩個彌散試驗的注入孔直徑均為0.3m，在此，將含水層的給水度視為有效孔隙度。根據以往研究成果，沙子營和清河營兩地含水層的給水度分別取0.16和0.27；根據試驗時的實測資料，濃度本底值分別為174.41mg/L和107.35mg/L，取a=0.87（以往研究的經驗值），注入孔投入NaCl後，其中Cl^-濃度衰減過程見表7-10，利用（10）式計算的實際流速也列於表中，據此求得的地下水實際流速分別為：沙子營v=（0.22+0.222+0.174）/3=0.205m/d；清河營v=（0.217+0.309+0.388）/3=0.305m/d。

表7-10 注入孔Cl^-濃度變化和地下水流速

三、沙子營垃圾場污染物在含水層中的遷移

（一）沙子營垃圾場特徵及含水層結構

位於朝陽區沙子營南1100m，西距黃港鄉公路南北向約300m，場地南北長約250m，東西寬約150m，垃圾約4m厚，場地北部為水塘，西南方向是圍牆，東側為一條形植樹護路帶，場地表面有大量白色塑料袋，堆放生活垃圾。北部水塘水呈灰黑色。垃圾已堆放三年，調查時已將坑堆滿，停止堆放。

該垃圾場地位於沖洪積扇下部平原區，含水層岩性為交錯分布的砂層，層次多，顆粒細，滲透性差，此區地下水主要接受大氣降水，灌溉回歸水等入滲補給，以垂直循環為主，水平逕流條件和富水性均差。圖7-10給出沙子營垃圾堆放場地層結構示意圖。

據以往調查資料，北京市潛水水化學組分氯化物的背景值范圍為4.3～69.1mg/L。

圖7-10 沙子營垃圾堆放場與地層結構關系圖

（二）垃圾淋濾液在含水層中分布范圍的計算

1.方法概述

由於該區的水交替是以垂直循環為主，但受區域水循環控制，還存在一定的區域水平方向的地下水流動，將其假設為一維穩定均勻流場中的溶質遷移問題。並作如下假設：

（1）含水層是由均勻多孔介質組成的潛水層；

（2）潛水層在平面上無限延伸、厚度不變，地下水沿正x方向的平面均勻流動、實際滲透流速v穩定不變；

（3）排入潛水層的廢水量與區域地下水流量相比可被忽略；

（4）在污染物進入含水層前，整個含水層范圍內的污染物濃度為零；

（5）降雨通過垃圾體入滲形成的淋濾液假設為連續的，淋濾液進入潛水層是通過整個含水層厚度完成的，並且在垂向上迅速混合。

（6）將垃圾體假設為一點污染源，且在注入點以速率Q連續向含水層中注入污染物濃度為C₀的水流。

取垃圾開始堆放處為坐標原點，無限平面為x Oy平面，則上述問題可用下面的數學模型來描述：

式中：C為污染物在地下水中的濃度，M/L³；

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

式中：D_k和D_T分別為縱向彌散系數和橫向彌散系數，L²/T; v為地下水的實際滲透流速，L/T；λ為污染物質的衰減系數，T^-1; R_d為遲滯因子，無量綱；m為單位體積潛水層內污染物的質量進入速率，M/L³T; n為有效孔隙度，無量綱；Q為單位潛水層厚度上的流體體積進入流率，L³/TL; C₀為排入含水層中垃圾淋濾液中的污染物濃度，M/L³；δ（x,y）為Darac變數增量函數。

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

上述數學模型的解析解，Wilson和Miller（1978）已經給出，即式中的W（u,r/B）為漢克爾的越流井函數。對於我們的問題在已給出的漢克爾井函數中很難找到所需要的值，採用如下近似公式對該井函數進行計算。即

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

式中：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

當0≤y≤3時：余誤差函數

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

其中的a₁,a₂，…，a₆為常數。

而當y>3時：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

當y<0時，用上述二公式和下述關系式來計算：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

2.指示因子的選擇

為了確定污染暈存在的最大范圍，選擇在地下水中保持相對穩定的，隨地下水遷移過程中化學變化小，含水介質對其吸附、解吸作用弱，很少發生離子交換吸附作用的Cl^-進行研究。因此，上述公式中的遲滯因子R_d為1，衰減系數λ為零。

3.參數

（1）垃圾淋濾液的水量。填埋場在採取防滲與場外防洪等阻水措施的條件下，其垃圾淋濾液的日產量可用下式計算：

q=C·I·A·10^-3

式中：q為垃圾淋濾液量（m³/d）;I為降雨強度（mm）; A為垃圾場集雨面積（m²）; C為滲出系數，0.3-0.8，一般取0.5。

計算時，將垃圾場集雨面積處理為隨堆放時間的延長而以一均勻速度增加。據調查資料，取垃圾場集雨面積的增加速率為34.25m²/d。降雨強度取北京市22年每月的平均降雨量，考慮含水層的厚度，表7-11為計算的單位潛水層厚度上的流體體積進入流率。

表7-11 計算時間內垃圾淋濾液進入含水層中的量

（2）淋濾液中污染物Cl^-的濃度。表7-12為採集淋濾液的時間和淋濾液中Cl^-濃度。選用四次採集樣品的平均值1688.21mg/L作為C₀，而且在計算時間內其值不變。

表7-12 垃圾淋濾液中污染物含量

（3）淋濾液進入地下水時間的估算。根據我們沿地下水流動方向上布設的觀測井的觀測資料（圖7-11），與垃圾已經堆放的時間綜合分析認為：垃圾淋濾液到達地下水的時間為兩年。

圖7-11 距垃圾場不同距離處地下水中Cl^-濃度

所需的其他參數前面都已經給出。

4.計算結果與討論

利用（7-21）式，按三個月的時間遞增，計算出xOy平面上地下水中Cl^-的濃度分布范圍如圖7-12所示。污染暈在含水層中的分布以沿地下水流動方向為主，在垂直地下水流方向上僅以彌散帶的形式存在，其最大寬度在計算的一個水文年內為5m，而在地下水流方向上，溶質在對流和彌散的影響下，其最大值為86.25m，是垂向彌散帶的17倍。隨著距注入點距離的增大，地下水流方向上的彌散帶寬度與對流帶相比越來越小（表7-13），因此，隨著垃圾堆放時間的延長，可忽略不計由彌散引起的污染，而用純對流引起的水質變化來預測垃圾淋濾液在地下水中的分布范圍。

圖7-12 沙子營垃圾場堆放後淋濾液在含水層中不同時間的分布范圍

表7-13 沙子營垃圾場彌散帶占對流帶的比例

上述計算是在理想化的條件下進行的。在實際應用時需對其進行校正。一方面應考慮將垃圾體作為點污染源帶來的誤差，另一方面，還應考慮含水層中已經存在的污染物對輸入污染物運移的阻礙作用。在我們所研究的地區，區域地下水中的Cl^-只有4.3～69.1mg/L，可不考慮其對輸入污染物運移的影響。將垃圾體作為點污染源帶來的誤差，校正時可考慮在上述計算結果的基礎上，疊加垃圾體的分布范圍作為淋濾液在地下水中的最大影響范圍，即垃圾淋濾液在含水層中的分布范圍應從垃圾堆放體邊緣開始，沿地下水流動方向，在一個水文年內最遠能達86.25m。

在北京地區像沙子營這樣的淺層地下水含水層（又叫上層滯水）分布比較廣泛。在這樣的含水層中，一個水文年能遷移86.25m，是穿透力強，生物降解作用弱，基本不與其他物質發生生物化學反應的Cl^-離子的速度，代表了水中污染物的最大遷移速度。實際上，含水介質中的垃圾污染物的遷移速度要比其小的多。

四、清河營垃圾場污染物在含水層中的遷移

該場地位於朝陽區清河營村北500m，是生活垃圾與建築垃圾混合堆放，面積約300×150m²，呈長方形。場地西南角為堆填垃圾未滿剩餘水坑，水坑中水呈暗粉紅色，不透明（混濁），堆填垃圾頂面高出水面約2.0m，調查時堆放一年，並已停止堆放。場地除北面外，其餘都是耕地。

該場地位於沖洪積扇下部平原區，含水層岩性不均一，由多層砂礫石及少數砂層組成。圖7-13為清河營垃圾堆放場地層結構示意圖。

圖7-13 清河營垃圾堆放場與地層結構關系圖

（二）垃圾淋濾液在含水層中分布范圍的計算

所用的方法與第二節相同，下面給出計算時所需的參數。

1.參數

根據調查結果，取垃圾場集雨面積的增加速率為41m²/d。表7-14為計算的單位潛水層厚度上的流體體積進入流量。

淋濾液中污染物Cl^-的濃度取實測值367.6mg/L（2000年4月20日樣品）。

表7-14 計算時間內垃圾淋濾液進入含水層中的量

2.計算結果

利用前面（7-21）式，計算出xOy平面上不同時期內地下水中Cl^-的濃度分布范圍如圖7-14所示。同樣，污染暈在含水層中的分布仍以沿地下水流動方向為：

圖7-14 清河營垃圾場的淋濾液在含水層中不同時間的分布范圍

在垂直地下水流方向上僅以彌散帶的形式存在，其最大寬度在計算的八個月時僅1.33m，而在地下水流方向上，污染質在對流和彌散的影響下，八個月時達83.5m，遷移速度是125.30m/a，是垂向彌散帶的63倍。隨著距注入點距離的增大，地下水流方向上的彌散帶寬度與對流帶相比越來越小（表7-15），因此，隨著時間的延長，可忽略不計由彌散引起的污染，因而可近似用純對流引起的水質運移遷范圍來預測垃圾淋濾液在地下水中的分布范圍。

表7-15 清河營垃圾場彌散帶占對流帶的比例

五、北天堂垃圾場污染物在含水層中的遷移（一）北天堂垃圾場的特徵及含水層結構

垃圾場位於永定河東岸，佔地約10×10⁴m²，容積150×10⁴m³，垃圾填埋面積7.5×10⁴m²，平均填埋深度8m。該垃圾場於1987年開始啟用，至調查時使用約13年。垃圾填埋在挖砂坑內，挖砂時將地表蓋層破壞、去除，表層約4m厚的粉細砂已不存在，之下為砂卵礫石，垃圾直接堆填在其中。

該垃圾場位於永定河沖洪積扇上游地段，據以往調查結果，包氣帶及含水層岩性為單一的砂卵石組成，其富水條件和滲透性能好，滲透系數K=173m/d。這些地帶的水力坡度在2‰，在這些鬆散層底部為不透水基岩分布。由於以往對該層地下水過量開采，加之永定河常年無水，使得該層含水層逐漸在疏干，水位曾大幅下降。目前，該層含水層已不作為開采層。但由於其處於區域含水層的上游地帶，其水質對區域地下水質具有影響。

地下水動態類型屬入滲型，地下水位變幅較小，其埋深在豐、枯季分別為21.30m（2000年10月）和20.38m（2000年3月），年變幅約1m。地下水補給與區域地下水補給一致，主要以自西北向東南的側向徑流和大氣降水入滲為主。

據以往調查資料顯示，永定河沖洪積扇中上部，Cl^-的背景值＝31.6～58.2mg/L。

圖7-15 北天堂垃圾堆放場地層結構示意圖

根據上述，北天堂垃圾場與含水層間存在如圖7-15所示的關系。

（二）北天堂垃圾污染物在含水層中范圍的確定

根據該層水位的實測資料，可將地下水流場作為穩定流場考慮，含水層顆粒粗，可假設降雨的當年降雨就流過垃圾成為淋濾液補給地下水，影響地下水質。因此，該問題仍可用前面第二節的方法予以解決。

前面的計算結果已經表明，隨著淋濾液在含水層中遷移時間的延長，淋濾液在含水層中沿地下水流動方向的距離也增加，而且在一段時間後，淋濾液的彌散帶與對流范圍相對可忽略不計，淋濾液對地下水的影響范圍可近似地用對流的結果來圈定。而地下水的達西流速v=173×2‰＝0.346m/d，則地下水的實際流速v_實＝v/n=0.346/0.307=1.13m/d。

由於垃圾堆放時間長，其淋濾液引起地下水質變化范圍的圈定用水流質點的運移距離來代替，即沿地下水流方向的距離＝v_實×時間。因此，堆放13年的北天堂垃圾場在其地下水流動方向的下游地帶距垃圾邊緣距離為5361m。當然，這只是用達西定律計算的地下水的流動距離或影響范圍。實際上，地下水中的污染物在遷移擴散的過程中，還要發生生物、化學反應，發生物理吸附和生物降解等，實際的擴散距離要小的多。事實上該垃圾場在13年的時間里，垃圾污染物的影響范圍實際才650m。

六、結論

垃圾淋濾液在含水層中的遷移受許多因素的綜合影響，用地下水質模型可很好地將這些因素間的關系定量描述。由於垃圾淋濾液污染物在含水層中要與含水介質發生吸附、降解等作用，使得垃圾淋濾液污染物在含水層中所影響的距離或范圍比像氯離子這樣的穿透能力較強的范圍要小，因此，選擇氯離子作為垃圾淋濾液的污染指示劑來作現場彌散試驗、並以其結果參與模擬計算垃圾淋濾液污染物在垃圾場地地下含水層彌散、擴散和遷移，根據此結果來計算預測的場地地下含水層彌散、擴散和遷移距離或范圍是最大值。

通過對代表不同類型的含水層介質中垃圾污染物遷移、擴散的計算，得到在不同的含水結構系統中，淋濾液的遷移距離不同，從而初步掌握了北京不同類型的含水層介質中垃圾污染的范圍。

（1）沙子營的地下水污染物遷移、彌散試驗和模擬計算表明，對於北京市平原區以砂為主的含水層，特別是那些淺層砂為主的含水層，堆放垃圾後淋濾液進入含水層中的遷移距離在一個水文年內可達86.25m，縱向彌散帶寬度占對流帶9.52%，橫向彌散寬度僅為5m。

（2）北京平原區有相當多的垃圾場直接堆放或填埋在舊河道里及其附近，如清河、涼水河舊（古）河道及其兩岸。清河營垃圾場的地下水污染物遷移、彌散試驗和模擬計算表明，對於北京市平原區舊（古）河道帶砂夾砂礫石結構的含水層堆放垃圾後，淋濾液在含水層中的分布范圍在淋濾液進入含水層後八個月時達83.5m，即125.30m/年，縱向彌散帶的寬度占對流帶的比例為5.82%，橫向彌散寬度僅為1.33m。

（3）北京北天堂垃圾場代表了位於附圖3（北京市平原區垃圾場地的地質環境效應分區評價圖）中C區的垃圾場。該區為地下水補給區的永定河沖洪積扇頂部砂卵礫石含水層分布地區，地下水防護能力極差，入滲條件、遷移條件好。北天堂垃圾場污染物在地下水中對流遷移計算結果表明，由於地下含水介質滲透性好，對流速度較快，垃圾堆放時間長，淋濾液中的污染質遷移的最遠可近似地用對流帶范圍圈定，即北天堂垃圾場在堆放的13年時間內在垃圾下游地帶達5361m。但實際評價結果是垃圾污染物的影響范圍實際才650m。

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Ⅵ 污染物運移模擬

應用Visual Modflow 4.0 MT3D軟體包對污染物運移進行模擬，其中模擬范圍、邊界條件及其各類水文地質參數由以上模型識別後得出。在此基礎上，對污染源參數進行設置，對污染物運移進行模擬。

(一)污染源參數設定

研究區域內有兩個污染源區域，具體設置如下:①位於石炭繫上統太原組上段灰岩含水層的采空區(藍色稱為1號污染區)，主要污染物為Fe離子，濃度為0.5mg/L，SO^2－₄離子濃度為54.75mg/L;②位於石炭繫上統太原組上段灰岩含水層的積水區(右側區域為2號污染區)，主要污染物為Fe離子，濃度為0.63mg/L，SO^2－₄濃度為68.33mg/L。兩個污染源具體位置如圖6-18所示。在本次模擬中，所有污染物的濃度最低下限值均設為0.0001mg/L。

圖6-18 兩個污染源的具體位置圖

由於在研究區域兩個含水層中均存在不同程度的涌水狀況，在模型中以抽水井方式進行模擬。

(二)污染物運移模型識別與驗證

選用2005年1月～2007年12月擬合期內觀測孔來進行模型識別與驗證，使計算和地質條件的分析相結合，及時指導調參，以取得最佳擬合效果。經反復多次計算，擬合結果較為滿意。

含水層觀測孔的基礎資料見表6-12。

表6-12 觀測孔基礎數據

1. Fe 離子濃度的擬合( 圖 6-19)

圖6-19 觀測孔 1，3，6 中 Fe 離子濃度的擬合

2.SO^2－₄濃度的擬合(圖6-20)

圖6-20 觀測孔1，2，3，6中SO^2－₄濃度的擬合

由觀測孔1，2，3，6污染物濃度的歷時擬合曲線圖可以看出，污染物濃度曲線擬合較好，說明模型的參數選取合適，可以用來預測污染物的擴散以及濃度的變化。

Ⅶ 污染物鋒面推進距離的判斷

含水層滲透介質為均值的條件下，假定地下水保持均勻流，污染水連續入滲，污染物的鋒面移動可視為活塞式的推進。按此假定，在Δt時段內，污染物鋒面推進的距離可按下式計算:

環境地質學

式中:L為Δt時段鋒面推進的距離(m);L_φ為Δt時段對流作用導致鋒面推進的距離(m);L_d為Δt時段機械彌散和分子擴散所形成的過渡帶附加增量(m);L_p為在Δt時段因流線傾角變化形成的鋒面前突的增量。

(一)對流遷移形成的位移長度L_φ

根據對流遷移的概念，對流遷移導致污染物鋒面在Δt時段的位移長度L_φ，可按下式計算:

環境地質學

式中: u 為平均實際流速; v 為平均滲透流速; Q 為通過過水斷面 W 的流量; W 為過水斷面面積; n 為滲透介質的孔隙度。其他符號同前。

( 二) 機械彌散和分子擴散的附加增量

污染物鋒面的遷移不僅受對流遷移的影響，與此同時，機械彌散和分子擴散也會在Δt 時段內不斷進行，原先的鋒面移動 Lφ距離後，會因機械彌散、分子擴散作用附加一個增量，形成新的鋒面。鮑切維爾認為原過渡帶中 C 的點在對流影響下，以 u 的速度移動， 的點會在平移過程中不斷擴散，附加增量只計算彌散帶寬度的 1/2，即0. 5Ld，所以式 8-1 中 Ld要乘以 0. 5。Ld可按下式計算:

環境地質學

式中:L_d為(機械彌散和分子擴散區域)在Δt時段可形成的彌散帶總寬度;D為機械彌散和分子擴散系數之和;B為經驗系數。

式(8-3)中系數D由兩部分組成，即D=D_n+D₀，其中D_n為機械彌散系數;D₀為分子擴散系數。它們是各向異性的參數，取值大小與濃度梯度、機械彌散通量_n和分子擴散通量₀有關。根據Fick定律:

環境地質學

D_n、D₀可在實驗室測定，但因試樣不能完全代表野外實際情況，測定結果往往比野外實測小2～5個數量級，所以，一般情況下多採用現場的單井脈沖法或多井法測定。在鬆散介質中D/n的大小為10^－2～10^－5cm²/s。

(8-3)式中B值的選取與濃度測量精度及要求的計算精度有關。當過渡帶 觀測精度為0.999～0.001時，B=8.8;當 為0.99～0.01時，B=6.6;當 為0.9～0.1時，B=3.6。

(三)過渡帶變形構成的增量

在地下水流動過程中，流線(面)傾斜角度的不斷變化，會使過渡帶前端的鋒面變形。研究表明，若以鋒面在x軸上的投影長度L_p表示過渡帶變形程度(圖8-8)，則L_p與兩種水(含污染物的水與天然水)的相對密度差、介質的滲透性能及滲透時間、流面的

傾角有如下關系:

環境地質學

式中:α為系數，一般取1.4～2.2;k為介質的滲透系數;M為相鄰兩個流面的距離或含水層的厚度; 為污水與天然水的相對密度差;為流面或含水層的傾角。其中 為推擠液體(污染水下滲時，污染水是推擠液體)的密度，ρ₂為被推擠液體(天然水)的密度。由於ρ₁、ρ₂大小不同，Δρ可為正值，也可為負值，所以，式中 應以絕對值計算。

考慮到鋒面的變形是雙向的，與垂直下滲時的鋒面形態相比，其前端會前凸，超過鋒面的平均位置;後緣會退縮而小於鋒面的平均位置，因此，式(8-1)中，鋒面變形的增量只計算0.5L_p。

(四)密度差對「對流遷移」的影響

污染水與天然水兩者的相對密度差 不僅關系著非垂直入滲條件下鋒面的形狀，而且會因液體黏滯性的差異對鋒面的運移速度帶來影響。因此，在計算時常要求對對流遷移的L_φ做出修正。考慮密度差的影響，對流遷移中的平均實際流速採用u_。

環境地質學

式中:n為介質的孔隙度; 為兩種液體的相對密度差(可正，可負);θ為流線正方向與x軸正向的夾角(按360°計算)。

根據式(8-6)，可做如下討論:

(1)在水平含水層或流面呈水平時，θ=0°或180°，sinθ=0，式(8-6)變為

環境地質學

在此條件下，對流遷移不受兩種液體相對密度差的影響。

(2)在傾斜含水層或流面傾斜時，應根據相對密度差和流向作具體分析。

若 與sinθ正負號相同，即ρ₁>ρ₂，θ在第一、二象限;或者ρ₁<ρ₂，θ在第三、第四象限時，u_<u，如圖8-9所示。這種情況下，鋒面對流遷移速度變小。

若 與sinθ正負號相反，即ρ₁>ρ₂，θ在第三、四象限;或者ρ₁<ρ₂，θ在第一、第二象限，u_>u(圖8-10)。此時，鋒面對流遷移速度要變大。

(3)在垂直下滲或流面鉛直，即θ=270°，sinθ=－1，若ρ₁>ρ₂，u_>u，污染水對流遷移速度較快;若ρ₁<ρ₂，u_<u，污染水對流遷移速度較慢，這些情況與重的液體容易下移沉底，輕的溶液容易漂浮在水面的道理是一致的。

圖8-9 面傾斜時相對密度差和流向對平均實際流速的影響(u_<u)

(五)吸附作用對「對流遷移」的影響

如果考慮滲流介質對污染物的吸附作用，原有污染物的濃度會降低，其結果就好像遷移受阻一樣，等效於平均實際流速減慢，所以，考慮吸附作用對溶質的影響，常對對流項做出修正。修正值可採用下式:

環境地質學

式中:L_φA表示考慮吸附作用時Δt時段鋒面推進的距離;A為吸附作用的修正系數，其他符號同前。

圖8-10 面傾斜時相對密度差和流向對平均實際流速的影響(u_>u)

A的取值按下式計算:

環境地質學

式中:β為均衡吸附條件下的分配系數;C'₀為溶液中吸附組分的極限均衡濃度;N₀為介質吸附容量，由於A往往大於1，所以，在吸附條件下，溶質對流速度相比不考慮吸附時要小。

(六)吸附作用對水動力彌散的影響

吸附作用具有使污染物濃度降低的效果，於是有人認為這一現象也會反映在機械彌散和分子擴散上，從而應該對L_d作進一步的修正。修正的表達式為:

環境地質學

式中:L_dA表示考慮吸附作用時Δt時段機械彌散和分子擴散形成的彌散帶總寬度，其餘符號同前。由於A>1，所以，上式體現了吸附作用減弱時機械彌散和分子擴散的效果，即L_dA<L_d。

Ⅷ 大氣污染物擴散模式和大氣擴散模式有什麼不同，分別有哪些

你好，大氣污染物擴散模式主要指的是有組織排放或者無組織排放的大氣版污染物（如煙塵、二權氧化硫、氮氧化物、TSP、PM10、Hg、Cd、Pb等）在區域大氣環境（如氣溫、風速、風向、濕度、時間、雲量等）的影響下，大氣中稀釋、擴散、遷移、轉化、抬升、沉降、下洗、等運移方式，由此可以分析計算污染物最大落地點距離污染源的距離、濃度等。
而大氣擴散模式涵蓋的范圍和因素很廣，主要是指局地大氣環境因地形、主導風向、氣象條件等因素的差異而產生的局地環流、復雜風場、或者其他大氣擴散基本特徵。
對大氣污染物擴散進行預測主要有估算模式，進一步預測模式（穩態煙羽擴散模式、ADMS模式、煙團擴散模式等）。

Ⅸ 污染物在地下水中的運移

污染物隨地下水在含水層中的運動與遷移是極其復雜的過程。人們通常運用地下水水動力彌散理論來闡述、解釋這些過程。彌散理論是研究多孔介質中溶質的運動、遷移規律，即各種溶質的濃度在多孔介質中時空變化規律。依據這一理論建立起來的數學模型，可以較好地定性或定量地預測含水層中污染物現在或將來的分布狀況。

5.4.1 水動力彌散理論基礎

在多孔介質中，當存在兩種或兩種以上可溶混的流體時，在流體運動作用下其間發生過渡帶，並使濃度趨於平均化，這種現象稱為多孔介質中的水動力彌散現象，簡稱彌散現象。形成彌散現象的作用，簡稱彌散作用。

我們用下面的簡單實驗來舉例說明彌散現象的存在。

取一圓筒，內裝均勻細砂，讓其飽水，並在筒中形成穩定流場。這時（t=0）在筒上端連續地注入濃度為c₀的示蹤劑溶液（該示蹤劑不與筒中物質發生反應），並且保證在注入示蹤劑之前，筒中示蹤劑的濃度為零。整個裝置如圖5.3（a）所示。假設在圓筒砂柱末端測出的示蹤劑的濃度為c_t，並用穿透曲線的形式來表示示蹤劑濃度c_t與時間t之間的關系〔圖5.3（b）〕。如果沒有彌散作用，濃度曲線應該是圖5.3（b）中虛線所示。而實際上，由於存在彌散作用，濃度曲線卻顯示出如圖5.3（b）中實線所示。

圖5.3 室內彌散實驗簡圖

實際上，污染物在含水層中運移時，一般都會發生彌散現象。

造成彌散現象的原因可歸結為：水在介質中流動，介質孔隙系統的復雜微觀形狀、溶質濃度梯度引起的分子擴散、水性質的改變（如粘度、密度等）對速度分布（流速場）的影響。水中溶質與固相顆粒間的相互作用——吸附、沉澱、降解、離子交換、生物化學等過程。

彌散過程主要是分子擴散與機械彌散結合的結果，以下分別予以介紹。

5.4.1.1 分子擴散

分子擴散是物質在物理化學作用下，由濃度不一引起的物質運動現象，它是由不均一向均一發展的過程。不僅在液體靜止時有分子擴散，在運動狀態下同樣也有分子擴散，既有沿運動方向的縱向擴散，也有垂直運動方向的橫向擴散。也就是說，在多孔介質內的整個彌散過程中，始終存在著分子擴散作用。因此，地下水與污水在不發生相對流動時，污水中的污染物質亦會因為有分子擴散作用而進入地下水中。在靜止的流體中，溶質的分子擴散可以用菲克恩第一定律（Fickian law Ⅰ）來描述：

環境地質與工程

式中：φ——擴散通量，即單位時間和面積上溶質的質量流通量，其量綱為M·L^-2·T^-1；

D₀——分子擴散系數，負值為彌散從高濃度區向低濃度區方向進行；

c——溶質的體積濃度；

dc/dx——在x方向上溶質的濃度梯度。

由於在多孔介質中，擴散作用進行得很慢，雖然污染地下水在含水岩層中的彌散，原則上可以由單純的分子擴散作用來實現，但這取決於污染物濃度梯度。如果濃度梯度不是很大，這種彌散實際上是非常緩慢的。

因此，人們多認為如果遷移的距離大於數米或要求預報的期限小於100～200a，則在計算預報污染物的分布時，可以不予考慮分子擴散作用。只有在研究這個過程的延續期很長（大於幾百年）時，或在沒有滲流的條件下研究很短距離的遷移時，或在研究放射性廢物的污染問題時，才應考慮分子擴散作用。

5.4.1.2 對流（擴散）

實際上，對流與彌散總是聯系在一起的，不可分割的，只是為了研究方便起見，我們才把它們區分開來。對流擴散是指污染物質點在含水層中以地下水平均實際流速（亦稱平均流速）傳播的現象，這個速度可以根據達西定律確定：

環境地質與工程

式中：u_x——x方向上的地下水平均實際流速；

k——滲透系數；

n——有效孔隙率；

dh/dl——水力梯度。

5.4.1.3 機械彌散

當污染物質點在孔隙介質中運動時，由於流體粘滯性和固體顆粒的存在，使得流場中各點運動速度的大小和方向都不相同。這種速度矢量的非均一性非常明顯，以至於用平均流速矢量不能很好的描述溶質質點的真實運動狀況。也就是說，流場中有大量偏離平均流速的運動存在。結果，溶質的運移就自然而然地超出了我們用平均流速所預計的范圍，如圖5.4所示。這種流速矢量的非均一性主要與空隙介質特徵有關，可分為以下幾種情況：①由於流體粘滯性的存在，單個孔隙通道中靠近顆粒表面處的流速為零，而通道中心處流速最大，如圖5.5（a）所示；②孔徑大小不同的通道，其最大流速，平均流速各不相同，如圖5.5（b）所示；③流體在多孔介質中流動時，受到固體顆粒阻擋而發生繞行，流速有時也會出現其他方向上的分支和分流，流線相對於平均流動方向產生起伏和偏離，如圖5.5（c）所示。所有這些都使得溶質質點不僅在水流方向上傳播，而且也在垂直於水流方向上傳播。人們把這種溶質質點在微觀尺度上由於流速的變化而引起的相對於平均流速的離散運動，稱為機械彌散。

圖5.4 連續點源示蹤劑在均勻流中傳播

圖5.5 彌散的幾種情況

在非均質含水層中，由於滲流速度分布不均而引起的彌散現象稱為宏觀機械彌散，其機制原則上與機械彌散是一致的，仍然是以流速不均為主要原因，只不過所研究的單元更大而已。如在透水性不同的層狀含水層中，污染水便會沿透水性好的岩層呈舌狀侵入，延伸較遠。在隙寬不等的裂隙含水層中，污水在寬大的裂隙中運移得較快，可以達到很遠的距離。反之，在窄小的裂隙中，污水遷移得慢。

通常假設機械彌散是一個不可逆過程。為了運算上的方便，在數學上我們就可以用類似於費克恩定律的數學表達式來描述它。

環境地質與工程

式中：φ——彌散通量；

c——流場中溶質的體積濃度；

D_n——常數，稱為機械彌散系數，其量綱為［L²T^-1］，負號表示溶質向濃度低的方向傳播。

5.4.1.4 水動力彌散

水動力彌散是由於多孔介質的滲流場速度分布的不均一性和溶質濃度分布的不均一性而造成的溶質相對於平均流速擴散運移的現象。它是一個不可逆過程。

在水動力彌散作用下，污染物濃度隨距污染源的距離增大而減小，在地下水流動方向上縱向流速大於橫向流速，即縱向擴散要大於橫向擴散。

5.4.2 影響污染物在地下水中運移的其他因素

污染物質在地下水中呈兩種類型，反應型和不反應型。不反應型物質（如氯化物）不與地下水和含水層發生反應，其運移只是對流和水動力彌散綜合作用的結果；但對於反應型物質，則必須考慮它在含水層中將發生反應，諸如吸附-解吸、離子交換、沉澱-溶解、氧化-還原以及生物反應。

5.4.2.1 吸附作用

污染物在含水層中運移時，由於介質的吸附，使某些污染物數量減少。屬於這方面的作用主要有：

（1）機械過濾作用：由於介質孔隙大小不一，在小孔隙或「盲孔」中，地下水中的懸浮物、膠體物及乳狀物被機械過濾而截留，使水中這些物質的含量減少。

（2）物理吸附作用：在孔隙介質中，由於岩石顆粒具有表面能，可以吸附水中的陽離子，特別是高度分散的粘性土顆粒，表面能很大，可以吸附大量的離子。還會發生陽離子交換作用，使水中某些離子減少，而另一些離子增加。

（3）化學吸附作用：污水中的某些離子被介質吸附進入其結晶格架中，成為介質結晶格架的一部分，它不可能再返回溶液，從而水中這些離子濃度減小。

（4）生物吸收作用：微生物在地下水中運移情況，一方面取決於微生物在地下水中生存時間的長短，另一方面與岩石顆粒對其吸附性有關。由於岩石顆粒的表面能和靜電力可以吸附大量的微生物。因此，生物（尤其是細菌）在地下水運移過程中濃度迅速降低，其遷移的距離一般不超過數百米。

在對溶質運移進行數學描述時，常將各種吸附作用綜合在一起用一個系數來表示，把它與水動力彌散區分開來。

5.4.2.2 液體的密度和粘滯度的影響

圖5.6 層狀岩層中不同密度液體的傾斜分界面（ρ₁＞ρ₂）

污水在岩層中運移時，彌散帶的形成主要是由於各種彌散作用所致，而彌散過渡帶的發展演化，還要受到液體密度和粘度的影響。

當污水密度與潔凈地下水不同時，在水平岩層的分界面處，由於重力的作用，會使鉛直的分界面逐漸發生傾斜，密度大的重的液體在斜面下方，較輕的則「浮」在斜面之上。當兩者密度差別較大時，重的液體在斜面之下，沿層底可以形成較長的指狀或舌狀侵入，如鹹水的侵入便是這種情況。許多研究者認為在層狀均質岩層中，兩種液體分界面在x軸上的投影長度L_p（圖5.6）與相對密度差、地層性質及滲透時間有關，可得出下列經驗關系式：

環境地質與工程

式中：———相對密度差，=（ρ₁-ρ₂）/ρ₂；

ρ₁，ρ₂——含水層中推擠液體和被推擠液體的密度；

k，m，n——含水層的滲透系數，厚度和孔隙度；

φ——岩層的傾角；

t——推擠運移延續時間；

x——系數，一般為1.4～2.2。

如果時間較長，重的（礦化度高的）液體可以沿層底推進到很遠的距離。例如當k=20m/d，m=25m，n=0.1，ρ₁=1.01g/cm³，ρ₂=1.00g/cm³，取x=1.6，經過10a（t=3 650d）以後分界線的長度（實際上是指狀侵入的長度）可達600m左右。如果污水的礦化度不大，則兩者的密度差小，Δρ＜0.001時，則分界面的長度不會太大，每年僅增加幾米。

密度差不僅影響分界面的形狀，而且對分界面的運動速度也有一定影響，可由下式表示：

環境地質與工程

式中：q——單寬流量，為定流量；其餘符號同前。

在水平岩層中，φ=0，sinφ=0，則V_ρ=q/mn，這與均質液體活塞式推進的運動速度V相等；傾斜運動時，如果與sinφ的符號（正負號）相同，上式中第二項為負，則V_ρ＜V，反

之則V_ρ＞V；污水垂直向下運動時，如由貯污庫中的垂直滲漏，φ=π，sinφ=-1，則

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這里的是由於密度不同而引起的附加滲透梯度I_ρ=。因此，較重的污水位於淡地下水之上時，在水動力靜止的條件下（I=0，q=0），也會產生污染水的運移，即在重力效應的作用下具有速度

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運用數據：K=20m/d，m=25m，n=0.1，=0.01來計算較重的污染水從水面沉入到含水層底所需的時間t：

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由此可見，重的污染水下沉排擠淡水的速度是非常快的。

液體粘度對彌散的影響可以用粘度比M來評價，M=（μ₁/μ₂），其中μ₁為推擠液體（污水）的粘度，μ₂為被推擠液體（潔凈地下水）的粘度。許多實驗資料表明：當密度一定時，M愈大則彌散帶的長度愈小，液體的流速愈大，粘度的影響愈明顯。在純分子擴散中則無影響。當粘度隨水溫下降而增高時，彌散系數也隨之增大。

5.4.2.3 衰變與降解

當研究放射性污染物和有機物在地下水中的運移時，放射性物質的物理衰變和有機物的生物降解會導致它們在地下水中的濃度不斷降低，應當予以考慮。

放射性物質的濃度變化為：

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式中：C₀——初始濃度，量綱為ML^-3；

C_t——在時間t時的濃度，量綱為ML^-3；

λ_R——放射性物質的衰變常數，T^-1；

t——時間，T。

上式也可以用來描述有機污染物的生物降解過程，但需用生物降解常數λ_c 取代λ_R。

5.4.3 溶質在地下水中運移的基本數學模型

描述溶質在地下水中運移的數學模型可以分為三類：確定性模型、隨機模型和「黑箱」模型。它們是與近代描述地下水運動的數學模型相對應的，但溶質的運移要比地下水的運動更為復雜。本節主要討論溶質運移的確定性模型。

考慮到溶質在運移過程中的對流作用和水動力彌散作用，再結合質量守恆定律，採用空間平均的方法我們就可以導出所謂的對流-彌散方程，它是描述溶質運移的基本數學模型。具體的推導過程如下。

圖5.7 微元體示意圖

在所研究的滲流場中任取一微小的質量均衡體（微元體）（如圖5.7），dt時間內微元體中溶質質量的變化是由三方面引起的。

5.4.3.1 水動力彌散作用

水動力彌散作用由機械彌散和分子擴散作用組成。設φ₁為機械彌散通量，φ₂為分子擴散通量，P為水動力彌散通量，C為滲流場中溶質的濃度，那麼：

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式中：D=D_n+D₀，D為水動力彌散系數，它是各向異性的，其為二階張量。

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式（5-10）亦可表示為：

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在x方向上由於彌散而引起微元體內溶質質量的變化為x斷面流進與x+Δx斷面流出的溶質質量之差M′_x。即：

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式（5-12）中：n為有效空隙度。

同理，在y和z方向上有：

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在Δt時間內由於彌散，整個微元體中溶質質量的改變數為：

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5.4.3.2 對流作用

令u代表地下水實際平均流速。在x方向上，由於水的平均整體運動而引起的微元體內溶質質量的變化M″_x為：

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所以對流作用所引起的微元體中溶質質量的變化M″為：

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5.4.3.3 吸附作用及其他

假設由於化學反應（如吸附作用等）或其他原因，單位時間單位體積地下水中溶質質量的變化量為W，那麼Δt時間內微元體中由此而引起的溶質質量的變化量I為：

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假設點（x，y，z）附近t時刻溶質濃度的變化率為，則在Δt時間內，微元體中溶質質量的變化量M為：

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依質量守恆定律應有：

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將以上各式同時代入（5-20）中即得：

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假定彌散主方向與坐標軸一致，那麼：

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將（5-22）代入（5-21）中有：

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方程（5-23）就稱為對流-彌散方程（或水動力彌散方程）。

考慮密度變化，不考慮化學作用等因素的情況下，對流-彌散方程可以表示為：

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式中：K=D/n，ρ為液體的密度，u為地下水的實際平均流速。

上述水動力彌散方程是定量描述溶質在地下水中運移的基本數學模型，它是一個二階非線性偏微分方程。其求解方法一般可分為解析解、半解析解和數值解法3種。且實際發生的地下水污染問題又是十分復雜的（如污染源有點源、線源、面源和多點源等）；其注入方式有瞬時的，也有連續的；含水層環境也是多變的。對此已有頗多的有關論著作了較全面的精闢論述可供參考，由於篇幅所限，這里不再介紹。