污染羽
1. BTEX在河流滲濾系統中的環境行為
（一）BTEX的淋溶行為
淋溶作用是指通過雨水天然下滲或人工灌溉，將上方土層中的某些礦物鹽類或有機物質溶解並轉移到下方土層中的作用，它是污染物隨滲透水沿土壤垂直剖面向下的運動，是污染物在水土系統中發生的一種綜合性的環境行為。由於淋溶作用使溶解於土壤孔隙水中的污染物隨土壤孔隙水的垂直運動而不斷向下入滲，因此能夠造成污染物對地下水的危害。
BTEX各組分的溶解度相對較高，是汽油組分中最容易在土壤中隨孔隙水遷移的成分。影響BTEX淋溶作用的主要因素包括其在土壤的吸附作用和微生物降解作用。目前單獨對BTEX淋溶作用的研究還不多見，大多是伴隨BTEX在包氣帶中的吸附和降解行為的研究而進行的。胡黎明等（2003）的試驗模擬研究發現，BTEX從泄漏點通過非飽和土層向下運移，在地下水位以上形成了高質量分數區，並沿地下水面發生側向遷移，部分溶解的BTEX組分在水體擴散。通常，地下水的流動性對BTEX的遷移有一定影響。而影響BTEX淋溶作用的土壤特性包括有機質含量、孔隙率和礦物質表面積等。然而，Huesemann et al.（2005）的研究卻發現，BTEX在高濃度原油污染的老化土壤中的淋溶行為主要取決於石油烴的溶解平衡，而與土壤特性無關。
（二）BTEX在滲濾過程中的降解行為
BTEX在河流滲濾系統中存在多種遷移轉化行為，包括揮發、吸附和微生物降解等。其中揮發、吸附雖然能夠延緩對地下水產生的危害，但並不能改變其在環境中的總量，而降解是去除有機污染物的唯一有效途徑。BTEX在土壤中的降解方式主要有兩種：非生物降解和生物降解。非生物降解包括化學降解和光解作用。生物降解是引起有機污染物分解的最重要的環境行為之一。研究表明，降解是從土壤中去除BTEX的最佳方式（Kao et al.，2006）。微生物降解主要是利用微生物將BTEX污染物礦化為水、CO2和CH4等環境可接受的物質，從而達到去除BTEX污染的目的。
1.微生物降解的條件和影響因素
A.微生物降解的條件
（1）微生物。天然條件下，微生物降解作用的發生首先要求有微生物的存在，即土著微生物存在。研究表明，自然界蘊藏著無窮的微生物個體，地下在很大深度范圍內，甚至在500～600m深處都活躍著各種微生物菌群（Thomas，1997a）。從結構上看，包括原核生物、真核生物、非細胞型生物；從生理特徵上看，有自養型、異養型、光能型等。在河流沉積物中存在大量能夠降解有機污染物的微生物菌群，大多數已發現的微生物屬於好氧微生物，同時也發現了一些厭氧菌。Smith et al.（1998）在一受污染的砂礫石含水層中觀察到有細菌參與了反硝化作用。
（2）碳源和能源。許多合成有機物可以像天然有機物那樣作為微生物的生長基質，有機化合物既是微生物的碳源，又是能源。在微生物代謝過程中，分解有機化合物，獲得生長、繁殖所需的碳及能量。當微生物代謝時，一些有機污染物作為食物源提供能量和細胞生長所需的碳；另一些有機物不能作為微生物唯一的碳源和能源，必須由另外的化合物提供，因此有機物生物降解存在兩種代謝模式：生長代謝和共代謝模式（戴樹桂，2006）。在微生物生長代謝過程中，同時需要電子供體和電子受體的參與。電子供體指在氧化還原反應中失去電子而被氧化的物質；電子受體指氧化還原反應中得到電子而被還原的物質。當電子在兩者之間傳遞時，微生物獲得生長所需的能量。一般，在代謝過程中有機污染物常是電子供體。
（3）電子受體。地下水環境中許多組分可作為電子受體，包括O2、、Fe（Ⅲ）、和CO2。電子受體不同，微生物的代謝方式也不同。好氧條件下苯礦化為CO2產生的能量最多，在厭氧條件下，產能的順序由高到低為反硝化作用、鐵還原作用、硫酸鹽還原作用和產甲烷作用。
有機污染物的微生物降解是一種氧化還原反應，反應中有機物失去電子被氧化，電子受體得到電子被還原。微生物利用有機物與電子受體間的氧化還原反應生成的能量，合成新細胞，並維持已生成的舊細胞。該過程中只有一部分自由能能夠為細胞所利用，從反應的整體來看，微生物只是起氧化還原催化劑的作用。它既不能氧化基質，也不能還原電子受體，只是起到傳遞電子的作用。每種反應都有其發生的氧化還原條件，只有在特定的條件下微生物才能起作用。通常，有機物的降解首先利用氧作為電子受體，其次是、Fe（Ⅲ）、和CO2。
B.影響有機物生物降解的因素
有機污染物的生物降解主要取決於兩類因素，一類是有機污染物本身的特性，包括有機化合物的結構和物理化學性質，微生物本身的特性，主要是微生物群體的活性；另一類是控制反應速率的環境因素，包括溫度、酸鹼度、濕度、溶解氧、微生物的營養物、吸附作用等。
（1）有機化合物的理化性質。有研究表明，有機污染物的化學結構、物理化學性質與微生物降解之間存在以下的一些關系和規律。
1）結構簡單的有機化合物一般先發生降解，結構復雜的後發生降解。分子量小的有機化合物比分子量大的有機化合物易降解。
2）如果有機化合物主要分子鏈上除碳元素外還有其他元素時，則不易被降解。
3）取代基的位置、數量、碳鏈的長短也會影響有機污染物的生物可利用性。
苯環結構較為穩定，而甲基的存在提高了甲苯的生物可利用性。與甲苯相比，二甲苯和三甲苯隨甲基數量的增加發生降解的可能性減弱。甲苯和乙苯相比，甲苯的微生物降解馴化期短，平均降解速率大。這說明取代基中碳鏈越長，微生物降解程度越低。在二甲苯的三種同分異構體中，間二甲苯和對二甲苯的微生物降解難易程度相近，間二甲苯略優於對二甲苯，而鄰二甲苯的微生物降解作用最為微弱。
另外，有機化合物的溶解度對微生物也有影響，一般說來，微生物只能有效地降解溶解於水中的有機污染物，因此溶解度高的有機化合物生物可利用性較高。不溶於水的化合物，其代謝反應只限於微生物能接觸到的水和污染物的界面處，有限的接觸面妨礙了難溶化合物的降解。
（2）微生物群體的特性。土壤中微生物的種類、分布、密度、群體間的相互作用，以及馴化程度直接影響到有機污染物的降解性能。當土壤中存在降解污染物的微生物，但其數量過少時，會導致降解速率低，其對水質凈化作用的貢獻不大。
（3）環境因素包括如下六方面。
溫度 通常，微生物生長的溫度范圍介於-12～100℃之間，大多數微生物生活在30～40℃之間。在適宜的溫度范圍內，微生物可大量生長繁殖。
另外，溫度對地下水中溶解氧的含量，以及有機污染物的溶解度影響很大。隨溫度升高，溶解氧含量降低。天然條件下，地理位置和季節的變化對微生物降解的速度和效率起到了控製作用。
酸鹼度 pH值對微生物的生命活動、物質代謝也有較大影響。大多數微生物對pH值的適應范圍介於4～10之間，最適值介於6.5～7.5之間。有機污染物的生物降解往往是一個產酸或產鹼的過程，過高或過低的pH值對微生物的生長繁殖都不利。這就需要土壤-水環境具有較強的緩沖能力，否則pH值過高或過低都將抑制微生物的生長。
濕度 水是微生物生命活動必需的一種營養成分，也是影響微生物降解的重要因素。濕度的大小影響著氧的含量水平，在包氣帶中，含水量達到80%～90%時，即氣體的體積百分比低於10%～20%時，就從好氧條件轉化為厭氧條件。
溶解氧和Eh值 土壤中溶解氧的量和Eh值的大小決定著微生物降解過程中以何種化合物作為電子受體。一般情況下，地下水污染羽中會出現微生物降解作用的分帶現象。從污染源到污染羽邊緣，氧化性逐漸增強，表現為溶解氧和Eh值增大，生物降解作用也依次從產甲烷作用、硫酸鹽還原、鐵還原、錳還原和反硝化作用過渡為好氧作用。
微生物的營養物 微生物生長除基質外，還需要氮、磷、硫、鎂等營養元素。如果環境中這些營養成分供應不足，就會限制有機污染物的降解。自然環境中，微生物表現出對低營養條件很適應，許多微生物在高營養條件下生長緩慢或根本不生長，在低營養條件下卻能夠大量繁殖（Ghiores et al.，1985）。
吸附作用 吸附是影響有機污染物在河流滲濾系統中遷移轉化的重要環境行為之一，本部分主要討論吸附作用對微生物降解作用的影響。有機化合物和微生物在土壤顆粒表面都存在吸附現象，也可將細菌看做活的膠體顆粒，它通過分子吸附黏附在顆粒表面。近年來，國內外許多學者將吸附作用與微生物降解作用結合起來開展了大量的研究工作。研究表明，吸附作用阻礙了有機污染物的微生物降解。如果吸附質本身具有抑製作用，它的吸附會降低附著的微生物的活性，但是同時會增加游離微生物的活性。
2.BTEX生物降解研究綜述
最初，研究的重點是好氧條件下BTEX的微生物降解。實驗室和野外的試驗都證明，在好氧條件下，微生物能夠降解BTEX（Chiang et al.，1989；Song et al.，1990；Wilson et al.，1983）。好氧微生物降解具有產能高、降解速度快的優點。但是，因為氧在水中的溶解度低，溶解氧很快會被有機物消耗，地下水系統中的污染區多處於厭氧狀態。因此，目前的研究重點已轉向厭氧條件下BTEX的微生物降解性能的研究。
最早的關於厭氧條件下苯降解的報道出現在1980年（Nales et al.，1998）。在Ward的研究中，少量放射性標志的苯和甲苯在產甲烷富集培養試驗中以14CH4和14CO2的形式被回收。隨後Gribic-Galic et al.於1987年報道，污泥接種的混合產甲烷富集培養過程中苯被礦化為CO2和CH4。近年來，許多研究人員（Edwards et al.，1994；Kazumi et al.，1997；Weiner et al.，1998a，b；Wilson et al.，1986）。分別進行了在產甲烷條件下苯的降解性能試驗研究。1992年，Edwards et al.（1992a）在添加硫酸鹽的嚴格控制的厭氧含水層物質微環境中，觀察到放射性標志的苯被完全礦化為CO2。Lovely et al.（1995）的研究表明，在還原的海灣沉積物中，苯的降解與硫酸鹽還原反應明顯相關，這是最早利用天然沉積物中的組分作為厭氧條件下苯微生物降解的電子受體的報道。Hagg、Beller和Weiner等人的研究也都發現苯的降解與硫酸鹽還原反應有關（Beller et al.，1992；Hagg et al.，1991；Weiner et al.，1998ab）。Lovely、Rugge和Anderson等還發現，厭氧條件下苯的礦化還與鐵還原有關（Anderson et al.，1998；Lovley et al.，1994，1996；Rugge et al.，1995）。Kuhn et al.（1985）的研究表明，河流沉積物中的反硝化菌能降解二甲苯的三種同分異構體。Zeyer和Kuhn在含水層物質土柱試驗中觀察到反硝化條件下間二甲苯和甲苯的快速降解（Zeyer et al.，1986；Kuhn et al.，1988）。Evans et al.（1991）分離出了將甲苯作為唯一基質的反硝化細菌，同時還發現了鄰二甲苯和甲苯的共代謝作用。Hutchins et al.（1991）發現反硝化條件下BTEX可降解。目前，關於反硝化條件下苯的生物降解性能的認識還未達成一致的結論，多數研究認為在反硝化條件下苯不會被降解（Alvarez et al.，1995；Anid et al.，1993；Ball et al.，1996；Barbaro et al.，1992；Borden et al.，1997；Evans et al.，1991；Hutchins et al.，1991；Kuhn et al.，1988；Kao，1997；Lovley，1997；Thoms et al.，1997b；Zeyer et al.，1986），這通常認為是由於苯環的結構穩定。而有的研究則認為，反硝化條件下苯能發生降解（Burland et al.，1999；Gersberg et al.，1991；Nales et al.，1998；Major et al.，1988；Morgan et al.，1993；吳玉成等，1999）。
微生物是降解作用的主體，在降解的過程中起著關鍵的作用，目前已經從環境中分離出了多種能夠降解BTEX的微生物菌群，細菌是能夠代謝降解有機污染物最常見的微生物，另一些研究發現，在降解BTEX過程中真菌也起到了明顯的作用（Leahy et al.，2003；Nikolova et al.，2005；Van Hamme et al.，2003；Schulze et al.，2003）。
土壤中，BTEX的微生物降解取決於各組分的性質、微生物菌群、土壤的理化性質和影響微生物生長的環境因素等。Dou et al.（2008a，b）運用馴化的反硝化混合菌群進行了BTEX的厭氧降解試驗。結果表明，混合菌群能夠在反硝化條件下有效降解苯、甲苯、乙苯、鄰二甲苯、間二甲苯和對二甲苯，BTEX 的降解規律符合底物抑制的Monod模型；他們給出了混合菌群在反硝化和硫酸鹽還原條件下對BTEX六種組分的厭氧降解速率的排序是：甲苯＞乙苯＞間二甲苯＞鄰二甲苯＞苯＞對二甲苯；另外，他們還考察了相同的細菌在不同電子受體條件下對BTEX的降解性能，與硫酸鹽相比，硝酸鹽對BTEX的降解效率更高。
微生物對BTEX的降解不僅與各組分的性質相關，而且與BTEX各組分的初始濃度有關，當各組分的初始濃度不同時，微生物會表現出不同的利用類型。生物優先利用何種組分作為基質取決於其毒性和初始濃度（Jo et al.，2008）。不同基質共同存在時，微生物對BTEX的降解也會表現出不同的效應，綜合起來主要表現為三個方面：①協同效應，即一種BTEX組分的存在促進其他組分的降解；②拮抗效應，一種BTEX組分的存在抑制其他組分的降解；③低濃度BTEX組分對其他BTEX組分的降解具有促進作用，然而在高濃度時產生抑製作用（Dou et al.，2008a，b）。Littlejohns et al.（2008）通過建立數學模型來定量研究以上這些相互作用，發現交互參數的動力學模型和共代謝模型能夠較准確地預測BTEX的降解效率和生物量。
如果向原有土壤中接種BTEX降解菌比單獨用該降解菌降解BTEX污染物速度更快。甲苯、乙苯和二甲苯可以被加入的真菌降解，然而苯需要土著微生物才能被降解。中性條件下，真菌的存在對土壤降解能力的影響較小。但是，在酸性條件下，固有降解菌的活性會受到抑制，真菌的存在會明顯加快甲苯和乙苯的降解過程（Prenafeta et al.，2004）。
2. 地下水污染水力控制措施怎麼理解
隨著工業生產的高速發展，我國地下水污染的問題日益突出，地下水污染所帶來的對環境和經濟發展的影響也日趨顯露。因此，加強對地下水污染的治理和相應技術的開發就成為一種迫切的需要。客觀上講，我國目前在地下水污染調查及地下水污染物遷移轉化模式方面做了不少基礎性工作，但在具體的地下水污染治理技術方面做的工作卻不多，而國外，尤其是歐美國家自20世紀70年代以來在地下水點源污染治理方面取得了很大的進展，且逐漸發展形成較為系統的地下水污染治理技術。地下水污染治理技術歸納起來主要有：物理處理法、水動力控製法、抽出處理法、原位處理法。
1.1物理法
物理法是用物理的手段對受污染地下水進行治理的一種方法，概括起來又可分為：
①屏蔽法
該法是在地下建立各種物理屏障，將受污染水體圈閉起來，以防止污染物進一步擴散蔓延。常用的灰漿帷幕法是用壓力向地下灌注灰漿，在受污染水體周圍形成一道帷幕，從而將受污染水體圈閉起來。其他的物理屏障法還有泥漿阻水牆、振動樁阻水牆、板樁阻水牆、塊狀置換、膜和合成材料帷幕圈閉法等，原理都與灰漿帷幕法相似。總的來說，物理屏蔽法只有在處理小范圍的劇毒、難降解污染物時才可考慮作為一種永久性的封閉方法，多數情況下，它只是在地下水污染治理的初期，被用作一種臨時性的控制方法。
②被動收集法
該法是在地下水流的下游挖一條足夠深的溝道，在溝內布置收集系統，將水面漂浮的污染物質如油類污染物等收集起來，或將所有受污染地下水收集起來以便處理的一種方法。被動收集法一般在處理輕質污染物(如油類等)時比較有效，它在美國治理地下水油污染時得到過廣泛的應用。
1.2水動力控製法
水動力控製法是利用井群系統，通過抽水或向含水層注水，人為地改變地下水的水力梯度，從而將受污染水體與清潔水體分隔開來。根據井群系統布置方式的不同，水力控製法又可分為上游分水嶺法和下游分水嶺法。上游分水嶺法是在受污染水體的上游布置一排注水井，通過注水井向含水層注入清水，使得在該注水井處形成一地下分水嶺，從而阻止上游清潔水體向下補給已被污染水體；同時，在下游布置一排抽水井將受污染水體抽出處理。而下游分水嶺法則是在受污染水體下游布置一排注水井注水，在下游形成一分水嶺以阻止污染羽流向下游擴散，同時在上游布置一排抽水井，抽出清潔水並送到下游注入。同樣，水動力控製法一般也用作一種臨時性的控制方法，在地下水污染治理的初期用於防止污染物的擴散蔓延。
1.3抽出處理法
抽出處理法是當前應用很普遍的一種方法，可根據污染物類型和處理費用來選用，大致可分為三類：
①物理法。包括：吸附法、重力分離法、過濾法、反滲透法、氣吹法和焚燒法等。
②化學法。包括：混凝沉澱法、氧化還原法、離子交換法和中和法等。
③生物法。包括：活性污泥法、生物膜法、厭氧消化法和土壤處置法等。受污染地下水抽出後的處理方法與地表水的處理相同，需要指出的是，在受污染地下水的抽出處理中，井群系統的建立是關鍵，井群系統要能控制整個受污染水體的流動。處理後地下水的去向有兩個，一是直接使用，另一個則是用於回灌。用於回灌多一些的原因是回灌一方面可稀釋受污染水體，沖洗含水層；另一方面還可加速地下水的循環流動，從而縮短地下水的修復時間。
1.4原位處理法
原位處理法是地下水污染治理技術研究的熱點，不但處理費用相對節省，而且還可減少地表處理設施，最大程度地減少污染物的暴露，減少對環境的擾動，是一種很有前景的地下水污染治理技術。原位處理技術又包括物理化學處理法及生物處理法。
1.4.1物理化學處理法
①加葯法。通過井群系統向受污染水體灌注化學葯劑，如灌注中和劑以中和酸性或鹼性滲濾液，添加氧化劑降解有機物或使無機化合物形成沉澱等。
②滲透性處理床。滲透性處理床主要適用於較薄、較淺含水層，一般用於填埋滲濾液的無害化處理。具體做法是在污染羽流的下游挖一條溝，該溝挖至含水層底部基岩層或不透水粘土層，然後在溝內填充能與污染物反應的透水性介質，受污染地下水流入溝內後與該介質發生反應，生成無害化產物或沉澱物而被去除。常用的填充介質有：a.灰岩，用以中和酸性地下水或去除重金屬；b.活性炭，用以去除非極性污染物和CCl4、苯等；c.沸石和合成離子交換樹脂，用以去除溶解態重金屬等。
③土壤改性法。利用土壤中的粘土層，通過注射井在原位注入表面活性劑及有機改性物質，使土壤中的粘土轉變為有機粘土。經改性後形成的有機粘土能有效地吸附地下水中的有機污染物。
1.4.2生物處理法
原位生物修復的原理實際上是自然生物降解過程的人工強化。它是通過採取人為措施，包括添加氧和營養物等，刺激原位微生物的生長，從而強化污染物的自然生物降解過程。通常原位生物修復的過程為：先通過試驗研究，確定原位微生物降解污染物的能力，然後確定能最大程度促進微生物生長的氧需要量和營養配比，最後再將研究結果應用於實際。現在所使用的各種原位生物修復技術都是圍繞各種強化措施來進行的，例如強化供氧技術大致有以下幾種：
①生物氣沖技術。該技術與原位物化法中的氣沖技術相似，都是將空氣注入受污染區域底部，所不同的是生物氣沖的供氣量要小一些，只要能達到刺激微生物生長的供氣量即可。
②溶氣水供氧技術。這是由維吉尼亞多種工藝研究所(VirginiaPolytechnicInstitute)的研究人員開發的技術，它能製成一種由2/3氣和1/3水組成的溶氣水，氣泡直徑可小到55μm。把這種氣水混合物注入受污染區域，可大大提高氧的傳遞效率。
③過氧化氫供氧技術。該技術是把過氧化氫作為氧源注入到受污染地下水中，過氧化氫分解以後產生氧以供給微生物生長。過氧化氫常常要與催化劑一起注入，催化劑用以控制過氧化氫的分解速度，使之與微生物的耗氧速度相一致。
3. 抽水處理技術的系統介紹
抽水處理技術是最早出現的地下水污染修復治理技術，也是地下水異位修復的代表性技術。自20世紀80年代開展地下水污染修復治理至今，地下水污染治理仍以抽水處理技術為主(圖11.23)。
圖11.23 抽水處理技術概念模型
抽水處理技術一般可分為兩大部分:地下水動力控制過程和地上污染物處理過程。根據地下水污染范圍和程度，在污染場地布置一定數量的抽水井，通過水泵將將受污染的地下水抽取上來，然後利用地面凈化設備進行地下水污染治理。在抽水過程中，抽水井水位下降，在水井周圍形成地下水位降落漏斗，使周圍地下水不斷流向抽水井，減少了污染擴散和遷移。最後，根據污染場地的實際情況，對處理過的受污染地下水進行排放和綜合利用，可以用於景觀用水、回灌到地下或用於當地供水等。
抽水處理技術適用范圍廣，對於污染范圍大、污染暈埋藏深的污染場地也適用。但其自身也存在一些局限性:①當非水相溶液出現時，由於毛細張力而滯留的非水相溶液幾乎不太可能通過水泵抽水的方法清除;②該技術開挖處理工程費用較高，而且涉及地下水的抽去和回灌，對污染場地干擾大;③需要持續的能量供給，以確保地下水的抽出和水處理系統的運行，同時還要求對抽水系統和處理系統進行定期的維護與監測。
11.3.1.1 抽水系統
抽水的最終目標是合理地設計和布置抽水井，使已受污染的地下水完全抽出來。為了截獲地下水污染羽狀體，在其下游布置一個或多個抽水井，它們都有水流影響區，稱為截獲區。截獲區包含地下水污染羽狀體的整個范圍。截獲區的形狀受地下流速、抽水量及含水層滲透性的影響，截獲區范圍取決於抽水時間的長短和抽水量的大小，抽水時間越長、抽水量越大，其延伸范圍也越大。
截獲區的計算方法是假定含水層為一個均質各向同性的等厚承壓含水層，地下水流向與X軸平行，但流向為X負方向，抽水井為完整井，抽水井布置在Y軸上。在上述條件下即可推導出計算截獲區的水力學方程。
單井截獲區的設計計算，假設抽水井位於直角坐標原點，截獲區以外的地下水不流向抽水井，截獲區邊界水力學方程為
變環境條件下的水資源保護與可持續利用研究
式中:Q為抽水井的抽水量，m3/d;B為含水層厚度，m;v為區域地下水滲流速度， m/d。
式中唯一的未知參數是Q/Bv，其量綱為m。隨著Q/Bv值的增大，截獲區范圍也增大。停滯點在抽水井的下游，與抽水井的距離為Q/2πBv。
多井截獲區的設計計算，假設當抽水井為四眼或大於四眼時，截獲區范圍的水力學方程式為
變環境條件下的水資源保護與可持續利用研究
式中:Y1，Y2，…，Yn為抽水井1，2，…，n在Y軸上的位置。
相鄰兩井間的最優距離約為1.2Q/πBv。
上述方程是在假設均質、等厚、各向同性的承壓含水層的基礎上推導出來的。實際上，含水層的不均質非各向同性居多。因此，用上述方程計算的結果不可避免地會產生誤差，在實際工作中應反復校驗並予以校正。對於潛水含水層而言，只要抽水井水位降深與整個含水層相比很小，上述方程計算誤差不是很大。
11.3.1.2 處理系統
受污染的地下水抽出後的處理方法與地表水的處理相同。針對本文要處理的重點污染物六價鉻，目前常採用的方法有很多，主要有化學還原法、沉澱法、鋇鹽法、離子交換法、離子交換纖維法、無機材料吸附法、電解法、絮凝沉澱法、吸附法、反滲透膜法等。
4. 什麼是污染羽
pollution plume污染暈或者污染羽，指污染物在環境介質中的遷移包括對流擴散、機械彌散和分子擴散等作用，在這些的共同作用下，污染物的分布往往呈由排放點發散的帶狀。
5. 地下水被羽絨服廠污染，會有哪些有毒物質，去找哪些部門解決
地下水修復技術篇
針對土壤和地下水污染的現狀,許多國家已採取或正在採取相應的防護措施,使得地下水修復技術成為現在國際環境領域研究的一個熱點問題之一.
地下水的主要修復方法包括：
原位修復：監控條件下的自然衰減法（MNA）、滲透性反應強（PRB）；
異位修復：抽出處理法（P&T)
MNA
優點是污染物最終能轉化成無毒的副產物、無須人為介入、不會涉及到廢物的重新產生或遷移、費用低廉、克服機械化修復設施所帶來的局限.
缺點是進行長期監測並負擔相關費用、時間很長；受當地水文地質條件的自然變化及人為因素的影響；有利的水文和地球化學條件可能隨著時間而發生變化,從而導致曾經穩定化了的污染物重新發生遷移；對修復成果產生負面影響；含水層的各向異性可能是場地特徵復雜化；生物降解的中堅產物可能比原來的化合物更毒.
P&T
抽取處理法(Pump and Treat,P&T)是最早使用、應用最廣的傳統經典方法,從污染場地抽出被污染的水,並用潔凈的水置換,同時對抽出的水加以處理.需要注意的是,必須把對抽取處理系統的監測作為修復措施整體必不可少的組成部分,監測系統的運行狀態.處理後的地下水可直接使用,或者回灌以稀釋受污染水體、沖洗含水層,加速地下水的循環流動.
該方法存在操作繁瑣、時間長、成本高的問題,需要長期監測和維護.而且,一旦抽水停止,污染物濃度又會升高,不能從根本解決問題.
近幾年,隨著研究的深入,透水性反應牆法（Permeable ReactiveBarrier,PRB）被認為是替代傳統抽取處理方法的一種有效方法 .該技術廣泛用於處理地下水中的有機和無機污染物,它具有能夠較長時間持續原位處理、處理組分較多、價格相對便宜等優點,因此近年來受到越來越多的關注.天貓美國普衛欣提示：霧霾天氣出行記得做好防護。
PRB
PRB是一種原位被動修復技術,由透水的反應介質組成,一般安裝於地下水污染羽狀體的下游,通常與地下水流相垂直,並且它也可以作為污染地下水的地面處理設施.當地下水在自身水力梯度作用下通過活性滲濾牆時,污染物與牆體材料發生各種反應而被去除,從而達到地下水修復的目的.
根據PRB反應機理的不同,可以分為以下幾種反應牆.
化學沉澱反應牆
氧化—還原反應牆
吸附反應牆
生物降解反應牆
PRB的結構形式
6. 請問什麼是地下水污染羽
主要指人類活動引起地下水化學成分、物理性質和生物學特性發生改變而使質量下降的現象。地表以下地層復雜，地下水流動極其緩慢，因此，地下水污染具有過程緩慢、不易發現和難以治理的特點。地下水一旦受到污染，即使徹底消除其污染源，也得十幾年，甚至幾十年才能使水質復原。至於要進行人工的地下含水層的更新，問題就更復雜了。
7. 地下水污染的預防保護
應以預防為主。為此，必須進行必要的監測，一旦發現地下水遭受污染，就應及時採取措施，防微杜漸。最好是盡量減少污染物進入地下含水層的機會和數量，諸如污水聚積地段的防滲，選擇具有最優的地質、水文地質條件的地點排放廢物等。地下水污染治理技術歸納起來主要有：物理處理法、水動力控製法、抽出處理法、原位處理法。 物理法是用物理的手段對受污染地下水進行治理的一種方法，概括起來又可分為：
①屏蔽法 該法是在地下建立各種物理屏障，將受污染水體圈閉起來，以防止污染物進一步擴散蔓延。常用的灰漿帷幕法是用壓力向地下灌注灰漿，在受污染水體周圍形成一道帷幕，從而將受污染水體圈閉起來。其他的物理屏障法還有泥漿阻水牆、振動樁阻水牆、板樁阻水牆、塊狀置換、膜和合成材料帷幕圈閉法等，原理都與灰漿帷幕法相似。總的來說，物理屏蔽法只有在處理小范圍的劇毒、難降解污染物時才可考慮作為一種永久性的封閉方法，多數情況下，它只是在地下水污染治理的初期，被用作一種臨時性的控制方法。
②被動收集法 該法是在地下水流的下游挖一條足夠深的溝道，在溝內布置收集系統，將水面漂浮的污染物質如油類污染物等收集起來，或將所有受污染地下水收集起來以便處理的一種方法。被動收集法一般在處理輕質污染物(如油類等)時比較有效，它在美國治理地下水油污染時得到過廣泛的應用。
3）水動力控製法
水動力控製法是利用井群系統，通過抽水或向含水層注水，人為地改變地下水的水力梯度，從而將受污染水體與清潔水體分隔開來。根據井群系統布置方式的不同，水力控製法又可分為上游分水嶺法和下游分水嶺法。上游分水嶺法是在受污染水體的上游布置一排注水井，通過注水井向含水層注入清水，使得在該注水井處形成一地下分水嶺，從而阻止上游清潔水體向下補給已被污染水體；同時，在下游布置一排抽水井將受污染水體抽出處理。而下游分水嶺法則是在受污染水體下游布置一排注水井注水，在下游形成一分水嶺以阻止污染羽流向下游擴散，同時在上游布置一排抽水井，抽出清潔水並送到下游注入。同樣，水動力控製法一般也用作一種臨時性的控制方法，在地下水污染治理的初期用於防止污染物的擴散蔓延。 抽出處理法是當前應用很普遍的一種方法，可根據污染物類型和處理費用來選用，大致可分為三類：
①物理法。包括：吸附法、重力分離法、過濾法、反滲透法、氣吹法和焚燒法等。
②化學法。包括：混凝沉澱法、氧化還原法、離子交換法和中和法等。
③生物法。包括：活性污泥法、生物膜法、厭氧消化法和土壤處置法等。受污染地下水抽出後的處理方法與地表水的處理相同，需要指出的是，在受污染地下水的抽出處理中，井群系統的建立是關鍵，井群系統要能控制整個受污染水體的流動。處理後地下水的去向有兩個，一是直接使用，另一個則是用於回灌。用於回灌多一些的原因是回灌一方面可稀釋受污染水體，沖洗含水層；另一方面還可加速地下水的循環流動，從而縮短地下水的修復時間。 原位處理法是地下水污染治理技術研究的熱點，不但處理費用相對節省，而且還可減少地表處理設施，最大程度地減少污染物的暴露，減少對環境的擾動，是一種很有前景的地下水污染治理技術。原位處理技術又包括物理化學處理法及生物處理法。
1 ①加葯法。通過井群系統向受污染水體灌注化學葯劑，如灌注中和劑以中和酸性或鹼性滲濾液，添加氧化劑降解有機物或使無機化合物形成沉澱等。
②滲透性處理床。滲透性處理床主要適用於較薄、較淺含水層，一般用於填埋滲濾液的無害化處理。具體做法是在污染羽流的下游挖一條溝，該溝挖至含水層底部基岩層或不透水粘土層，然後在溝內填充能與污染物反應的透水性介質，受污染地下水流入溝內後與該介質發生反應，生成無害化產物或沉澱物而被去除。常用的填充介質有：a.灰岩，用以中和酸性地下水或去除重金屬；b.活性炭，用以去除非極性污染物和CCl4、苯等；c.沸石和合成離子交換樹脂，用以去除溶解態重金屬等。
③土壤改性法。利用土壤中的粘土層，通過注射井在原位注入表面活性劑及有機改性物質，使土壤中的粘土轉變為有機粘土。經改性後形成的有機粘土能有效地吸附地下水中的有機污染物。
④沖洗法。對於有機烴類污染，可用空氣沖洗，即將空氣注入到受污染區域底部，空氣在上升過程中，污染物中的揮發性組分會隨空氣一起溢出，再用集氣系統將氣體進行收集處理；也可採用蒸汽沖洗，蒸汽不僅可以使揮發性組分溢出，還可以使有機物熱解；另外，用酒精沖洗亦可。理論上，只要整個受污染區域都被沖洗過，則所有的烴類污染物都會被去除。
⑤射頻放電加熱法。通入電流使污染物降解。 原位物化法在運用時需要注意的是堵塞問題，尤其是當地下水中存在重金屬時，物化反應易生成沉澱，從而堵塞含水層，影響處理過程的進行。
2 原位生物修復的原理實際上是自然生物降解過程的人工強化。它是通過採取人為措施，包括添加氧和營養物等，刺激原位微生物的生長，從而強化污染物的自然生物降解過程。通常原位生物修復的過程為：先通過試驗研究，確定原位微生物降解污染物的能力，然後確定能最大程度促進微生物生長的氧需要量和營養配比，最後再將研究結果應用於實際。如今所使用的各種原位生物修復技術都是圍繞各種強化措施來進行的，例如強化供氧技術大致有以下幾種：
①生物氣沖技術。該技術與原位物化法中的氣沖技術相似，都是將空氣注入受污染區域底部，所不同的是生物氣沖的供氣量要小一些，只要能達到刺激微生物生長的供氣量即可。
②溶氣水供氧技術。這是由維吉尼亞多種工藝研究所(Virginia PolytechnicInstitute)的研究人員開發的技術，它能製成一種由2/3氣和1/3水組成的溶氣水，氣泡直徑可小到55 μm。把這種氣水混合物注入受污染區域，可大大提高氧的傳遞效率。
③過氧化氫供氧技術。該技術是把過氧化氫作為氧源注入到受污染地下水中，過氧化氫分解以後產生氧以供給微生物生長。過氧化氫常常要與催化劑一起注入，催化劑用以控制過氧化氫的分解速度，使之與微生物的耗氧速度相一致。
強化營養物供應的技術有滲透牆技術等。該技術是在污染區域內垂直於地下水流方向建一道滲透牆，先將滲透牆內的水抽出，添加營養物後再回灌入滲透牆。這時，添加了營養物的滲透牆就成了一個營養物擴散源，在滲透牆下游就會形成一個生物活躍區，從而強化了生物降解過程。
另外，強化措施還可以從微生物的角度入手。可以先在地表設施中對微生物進行選擇性培養，然後再通過注射井注入到受污染區域，或直接引進商品化菌種，都可以起到強化生物降解過程的作用。 總的來說，原位生物修復技術具體的工藝形式很多，但其原理無非都是自然生物降解過程的人工強化。一般情況下，原位生物修復要與井群系統配合運行，即通過抽水井與注水井的配合，以加速地下水的流動及氧和營養物的擴散，從而縮短處理時間。
8. 地下水污染源解析技術
1.3.1.1 地下水污染源識別技術
污染源解析體系的建立，主要是污染源解析方法的建立，自20世紀中期以來，國內外學者對污染物在含水層中的運移、控制、修復進行了大量的研究，隨著正問題研究方法以及理論的成熟，污染源識別的反問題逐漸成為研究的重點。源解析的方法根據研究對象的不同可分為擴散模型（Diffusion Model）和受體模型（Receptor Model）。前者以污染源為研究對象，後者以污染區域為研究對象。由於擴散模型需要預先知道污染源的排放量，進而研究污染物的濃度分布或反應機理，但實際情況中我們往往便於得到污染物現狀分布，而源的分布以及排放信息較難獲得。受體模型通過分析源和受體的理化性質識別可能的污染源和源對受體各成分或各監測點的貢獻。20世紀60年代，國外首先在大氣領域開始了受體模型的研究，形成一套定性、定量的方法解析污染源，這些方法逐漸在土壤及水環境污染源解析中得到廣泛應用。受體模型是相對於正向的擴散模型（源模型）而言，是一個反演未知參數的過程，污染源解析現階段沒有明確統一的定義，簡稱源解析、源識別，環境中各種元素和化合物含量的信息蘊藏著各污染源的特徵信號，根據目標環境中檢測到的信號，利用污染源與環境之間的「輸入-響應」關系，結合實際條件判別、解析與評價污染物的來源、位置、排放強度和時間序列等要素即污染源的識別。
1.3.1.2 污染源解析數值模擬技術
地下水溶質運移反問題的研究起源於研究數理方程反問題，地下水污染源解析反問題求解也從其中借鑒而來，其反演演算法主要有優化-模擬、概率統計等。
從20世紀80年代開始，Wagner（1992）首先在數值模擬基礎上，結合線性規劃與最小二乘法，將數值模擬的污染物濃度以響應矩陣形式嵌入優化模型中，進行地下水污染源的識別；Aral和Guan（2001）運用響應矩陣識別地下水污染源，並證明該方法比運用線性規劃方法更有效；Mahar和 Datta（1997）利用優化地下水監測系統來提高污染源識別的效率，利用監測井獲得的數據運用於非線性優化模型中獲得更精確的污染源預測；Atmadja和Bagtzoglou（2001）總結了污染源識別中的數學方法，將方法歸納為優化法、解析解法及概率統計方法和地學統計法。
Datta和Chakrabarty（2009）採用了模擬模型外部鏈接優化模型的方法識別污染源；Singh（2004）等利用人工神經網路法識別未知的污染源，同時研究了遺傳演算法解二維源解析優化模型；Khalil等（2005）綜合利用4種模擬方法（人工神經網路（ANNS）、支持向量機（SVMS）、投影局部加權回歸（LWPR）、相關向量機（RVMS））建立了相對復雜和耗時的數學模型，模擬地下水中硝酸鹽濃度分布。Wang和Zabaras（2006）利用貝葉斯級數法解對流彌散方程，推導過去某一時間污染物濃度分布，研究了地下水連續滲流的污染來源；Bashi-Azghadi等（2010）利用多目標優化模型——非劣排序遺傳演算法Ⅱ，鏈接到MODFLOW和MT3D模型中進行污染源識別，利用並行支持向量機和人工神經網路識別主要污染物。同時還有眾多學者對地下水污染源位置及排放時間序列進行解析。
國內針對污染源解析的研究不多，多集中在地表水及水力參數識別領域。地下水方面，國內學者運用水動力-水質耦合模型，建立了基於貝葉斯推理的污染物點源識別模型，通過馬爾科夫鏈蒙特卡羅後驗抽樣獲得了污染源位置和強度的後驗概率分布和估計量，較好地處理了模型的不確定性和非線性，在反演結果的可靠性和估計的精度方面採用貝葉斯推理和抽樣方法獲得的反問題的解具有信息量大，能給出環境水力學參數的後驗分布且估計精度高的優點，該方法適用於水文地質條件以及水流運移過程相對復雜的多點源解析。
Sidauruk等（1998）提出一種基於解析解的反演方法，該方法只需要合理的污染濃度序列，可以預測彌散系數、水流流速、污染源濃度、初始位置和污染開始時間，利用參數與濃度對數之間的相關系數，取得參數值，但是由於運算基於解析解，該方法只適用於地層條件簡單的均質含水層。Skaggs和Kabala（1994）在一維飽和均質非穩定流模型中運用TR方法，利用復雜的污染物濃度序列，在其他條件未知的情況下，開展源解析工作，指出該方法對數據四捨五入的誤差並不敏感，但精度受污染羽測量誤差影響明顯。
1.3.1.3 污染源解析多元統計法
多元統計方法從統計數據中分析各水質點潛在相關關系，結合實際條件揭露水文地質條件，在污染源解析應用中，無須事先知道污染物源成分譜，適用於水文地質條件簡單，觀測數據量較大，污染源和污染種類相對較少的地區，其優點是運用簡便，可廣泛應用統計分析軟體進行計算，在實際應用中，多元統計方法只能識別5～8個污染源。
（1）因子分析法
因子分析（Factor Analysis，FA）是研究相關陣或協方差陣的內部依賴關系，它將多個變數綜合為少數幾個因子，以再現原始變數與因子之間的相關關系。FA法使用簡單，不需要研究地區優先源的監測數據，在缺乏污染源成分譜的情況下仍可解析，並可廣泛使用統計軟體處理數據。其不足之處在於需要輸入大量數據，而且只能得到各類元素對主因子的相對貢獻百分比。
（2）主成分分析法
主成分分析方法（Principal Component Analysis，PCA）是常用的數據降維方法，應用於多變數大樣本的統計分析中。該方法是對所收集的資料作全面的分析，減少分析指標的同時，盡量減少原指標包含信息的損失，把多個變數（指標）化為少數幾個可以反映原來多個變數的大部分信息的綜合指標。
（3）聚類分析法
聚類分析又稱群分析（Cluster Analysis，CA），它是研究（對樣品或指標）分類問題的一種多元統計方法，即把一些相似程度較大的樣品（或指標）聚合為一類，把另一些彼此之間相似程度較大的樣品（或指標）聚合為另一類。根據分類對象不同，可分為對樣品分類的Q型聚類分析和對指標分類的R型聚類分析兩種類型。聚類分析可用SPSS軟體直接實現，在水質時空變異、水化學類型分區中得到廣泛的應用。
（4）矩陣數據分解法
利用矩陣分解來解決實際問題的分析方法很多，如主成分分析（PCA）、獨立分量分析（ICA）、奇異值分解（SVD）、矢量量化（VQ）、因子分析（FA）等。在所有這些方法中，原始的大矩陣被近似分解為低秩的V＝WH形式。正定矩陣分解法（Positive Matrix Factorization，PMF）、非負矩陣分解法（Non-negative Matrix Factorization，NMF）和非負約束因子分析（Factor Analysis with Non-negative Constraints，FA-NNC）是在矩陣中所有元素均為非負數約束條件之下的矩陣分解方法，三者在求解過程中對因子載荷和因子得分均做非負約束，使得因子載荷和因子得分具有可解釋性和明確的物理意義。
（5）混合多元統計法
目前應用的混合多元統計法主要有因子分析與多元線性回歸相結合，因子分析法與化學質量平衡法相結合，因子分析、化學質量平衡法與多元線性回歸3種方法相結合，以上幾種方法也可以和聚類分析或GIS相結合以提高分析結果的准確性。其中因子分析與多元線性回歸結合在水和沉積物污染源的辨析中有著非常廣泛的應用。
1.3.1.4 污染源解析化學質量平衡法
化學質量平衡法（CMB）於1972年由Miller等（1972）第一次提出。CMB法在大氣領域的應用已趨於成熟，美國EPA開發了一系列CMB模型，並得到廣泛的應用。CMB法是基於質量守恆的方法，利用源和受體化學組成的監測數據建立質量平衡模型以定量計算各污染源對地下水中污染物濃度的貢獻率。CMB方法的應用必須滿足幾點假設條件：①特徵污染物成分從源到匯不發生化學反應；②化學物質之間不發生反應；③對受體有明顯貢獻的源均被納入模型；④與不同源的成分譜線性無關；⑤測量誤差是隨機誤差且符合正態分布。主要利用污染源組分濃度與采樣點數據中各污染組分的濃度求線性和，構成一組線性方程，計算各污染源對取樣點的貢獻率。
設通過采樣分析檢測點處成分i的濃度為Xi（mg/L），總共有j個污染源排放點，各排放點處i污染物濃度為Cij，各排放點處成分i對最終監測點處的貢獻百分比為Pij，則
地下水型飲用水水源地保護與管理：以吳忠市金積水源地為例
式中：i——檢測點處各不同組分數；
j——污染源的個數；
Xi——檢測點測得的成分i的濃度值；
Cij——污染源j點處i組分的濃度；
Pij——各j污染源對檢測點處i成分的貢獻率。
根據選擇測定的組分可建立i個方程，當i≥j，聯立方程組原則上可求出Pij，確定各污染源的貢獻率識別主要污染源。
地下水中污染物的遷移轉化是一個復雜而長期的過程，CMB法是否適合運用於地下水污染源解析還需要進一步的研究和探討。
1.3.1.5 解析法與GIS相結合法
各種解析方法能夠與GIS相結合，從時空上反映刻畫污染過程，並為解析提供數據和圖像；GIS最初主要應用於空間分析、顯示和制圖。利用GIS軟體的空間分析功能，分析地下水水質組分空間分布狀況，繪制等值線圖，直觀地反映污染源與地下水水質的相關關系。國內外學者運用GIS技術和多元統計方法對表面水污染進行空間分析及源解析。Ouyang等（2006）分析了表面水水質的季節變化，並根據不同季節找到影響水質的重要因子。Zhou F等（2007）結合多元分析方法及地理信息系統（GIS），對香港東部海灣海水污染的時空分布特徵進行研究，並進行了污染源識別工作，對數據進行預處理，利用聚類分析以及主成分分析減小了數據測量誤差，確定了特徵污染物以及各污染物主要來源。
1.3.1.6 定性及半定量方法
定性及半定量方法主要應用於 PAHs（多環芳烴）解析，迄今已發現的200 余種PAHs中有相當部分具有致癌性和致突變性（Christensen et al.，2007），PAHs主要通過大氣沉降、城市污水和工業廢水的排放、石油的溢漏等途徑進入地表水和地下水，從而導致飲用水水源污染。PAHs 是目前水環境中致癌化學物質中最大的一類（Mnzie et al.，1992）。因此，對環芳烴來源進行解析，進行地下水污染防控也是研究的重點。
9. 地下水污染基本概念
4.4.1.1 地下水污染的含義
對於地下水污染的定義，自19世紀以來不同學者（例如德國的梅恩斯、法國的弗里德、美國的米勒等）提出了不同觀點。從各種觀點的闡述中可以發現它們存在兩方面的主要分歧。其一是污染標准問題，有人提出了明確的標准，即以地下水中某些組分的濃度超過水質標準的現象稱為地下水污染；有人只提出一個抽象的標准，即以地下水中某些組分濃度達到「不能允許的程度」或「適用性遭到破壞」等現象稱為地下水污染。其二是污染原因問題，有人認為，地下水污染是人類活動引起的特有現象，天然條件下形成的某些組分的富集和貧化現象均不能稱為污染；而有的人認為，不管是人為活動引起的或者是天然形成的，只要濃度超過水質標准都稱為地下水污染。
事實上，在天然地質環境和人類活動影響下，地下水中的某些組分都可能出現相對富集和相對貧化，都可能產生不合格的水質。如果把這兩種形成原因各異的現象統稱為「地下水污染」，在科學上是不嚴謹的，在地下水資源保護的實用角度上，也是不可取的。因為前者是在漫長的地質歷史中形成的，其出現是不可防止的；而後者是在相對較短的人類歷史中形成的，只要查清其原因及途徑和採取相應措施是可以防止的。因此，把上述兩種原因所產生的現象從術語及含義上加以區別，從科學嚴謹性及實用性來說都更加可取一些。
此外，在人類活動的影響下，地下水各種組分濃度的變化絕大部分處於由小到大的量變過程，在其濃度尚未超過某一標准之前，實際污染已經產生。因此，把組分濃度超標以後才視為污染，已失去了預防的意義。當然，在判定地下水是否污染時，應該參考水質標准，但其目的並不是把它作為地下水污染的標准，而是根據它判別地下水水質是否朝著惡化的方向發展。如果朝著惡化方向發展，則視為「地下水污染」，反之則不然。
盡管人們對水污染的含義的看法有差異，但在污染造成水體質量惡化這一方面是有共識的。目前比較合理的定義可以表述為，凡是在人類活動影響下地下水水質朝著惡化方向發展的現象，統稱為「地下水污染」。不管此種現象是否使水質惡化達到影響使用的程度，只要這種現象一旦發生，就應視為污染。天然地下水環境中出現不宜使用的水質現象，不應視為污染，而應稱為天然水質異常。所以判定水體是否污染必須具備兩個條件，第一為水質朝著惡化的方向發展；第二為這種變化是人類活動引起的（沈照理等，1993）。
4.4.1.2 地下水中的污染物
與地下水污染的定義相對應，凡是人類活動導致進入地下水，並使水質惡化的物質，無論其濃度是否達到使水質明顯惡化的程度，均稱為地下水污染物。由於地下水賦存於地下岩士介質中，污染物進入地下的難易程度，受到污染源狀況、地下水埋藏條件、包氣帶含岩性和結構、污染物物理化學性質等多種因素影響。因此，盡管地表水體多與地下水存在不同程度的水力聯系，但在污染物的種類上，地表水污染和地下水污染並不完全相同。
地下水污染物的種類復雜繁多，分類方式也有多種，一般可以將其大致分為三類：化學污染物、放射性污染物和生物污染物。
（1）化學污染物
化學污染物是這三類污染物中污染物種類最多、污染最為普遍的一類。可以進一步細分為無機污染物和有機污染物。
無機污染物包括各種無機鹽類的污染及微量金屬和非金屬污染。目前，最常見的是NO3—N污染，其次是Cl-，硬度，
有機化合物的種類非常繁多。據Beilstein有機化學資料庫，自1771～2008年已經確認的有機化合物達1030萬種之多，而且每年都有新的有機化合物被不斷地合成出來。由於生產、運輸、存儲、使用等各個環節的不當，有可能導致種類繁多的有機化合物進入地下水系統。其中很多有機化合物具有難降解、毒性大的特點，盡管它們在地下水中含量可能很低，通常以μg/L甚至ng/L計，但是它們對供水安全所造成的危害是巨大的。
由於有機污染物的種類眾多，人類對地下水有機污染物的認識目前還遠跟不上有機污染物產生的速度，例如美國國家環保局（2004）飲用水標准中，共列出了171種有機污染物，而其中明確有飲用水標准上限的只有61種。關於地下水中有機污染的種類劃分目前還很不完善，主要是依據有機污染物的種類劃分，例如鹵代烴類、氯代苯類、單環芳烴類、農葯類、多環芳烴類、酚類、酯類等。隨著分析技術的不斷發展和研究水平的不斷提高，會有越來越多的有機污染物被發現和重視。
（2）放射性污染物
放射性污染物在地下水中比較少見，且種類比較少，如226Ra，238U，60Co，90Sr等，這類污染物只在局部地方發現，多與放射性物質生產和使用有關，例如核電站的核廢料處置過程中產生的廢水，醫療單位放射科治療過程中產生的廢水等。
（3）生物污染物
地下水中的生物污染物主要包括細菌、病毒等，它們主要由於人類和牲畜的糞便等排泄物以及死亡屍體等引起，多出現在農村衛生條件比較差的地區。
4.4.1.3 污染來源
地下水污染的來源按成因可分為人為污染源和天然污染源。人為污染源是指人類在生產、生活過程中產生的各種污染物，包括液體廢棄物，例如生活污水、工業廢水、地表徑流等；固體廢棄物，例如生活垃圾、工業垃圾；農業生產過程中的化肥農葯的使用等。天然污染源是指天然存在的，但只是在人類活動的影響下才進入地下水環境的污染物，例如地下水過量開采，引起海水入侵或含水層中的鹹水進入到淡水含水層而污染地下水；采礦活動的礦坑疏干使某些礦物氧化形成更易溶解的化合物而成為地下水的污染源。
地下水污染的來源按分布形式分為點污染源、線污染源和面污染源。點污染源是指面積相對較小的污染源，例如相對獨立的垃圾填埋場、污水滲坑等；線污染源是指呈線狀的污染源，例如長期排污河流、地下水污水管道的滲漏、鐵路沿線廢棄物的排放等；面污染源是指面積相對較大的污染源，例如農田大面積施用化肥和農葯等。需要說明的是，按照分布形式對污染源的劃分，在多數情況下是相對的概念，它和研究的尺度及范圍有關。例如對垃圾填埋場研究其對周邊地下水影響時，將其看成點源是不合適的，其規模大小和形態展布對地下水污染羽的分布具有明顯影響。而在研究垃圾填埋場分布對區域地下水污染影響時，對於每個垃圾場來說，它們都可以看成是一些點狀的污染源。
能夠造成地下水污染的污染源種類繁多，圖4.14 較好地展示了常見的一些污染源。據美國等一些國家的統計資料，對地下水環境質量影響最大的污染源主要包括五類，它們分別是地下儲存罐、化糞池、農業活動、城市垃圾填埋、污水坑塘。
圖4.14 地下水污染及常見污染源示意圖
（據Zaporozec等，2000，有改動）
（1）地下儲存罐
地下儲存罐常年埋於地下，由於罐體的腐蝕泄漏造成地下水污染成為當前人們普遍關注的污染源之一。尤其是城市地區廣泛分布的油庫、加油站等。據統計，在1989～1990年間，美國約有200萬個儲存燃料油的地下儲油罐，其中被證實發生滲漏的有9萬個。據美國環保局（2009）估計，其國內現有地下儲油罐的35%存在滲漏。我國目前對該類型的污染尚沒有開展全面的監測，但已有研究證據表明，一些地區特別是城市的加油站儲油罐確實存在滲漏問題。這類污染源向地下水中釋放的污染物多數是有機溶劑，以石油產品燃料油居多，它們往往會造成地下水單環芳烴類（苯、甲苯、乙苯、二甲苯）以及C6～C16的石油烴污染，危害巨大。
（2）化糞池
廣布於城市地下的各種類型化糞池以及污水管道系統的泄漏，是造成城市地區地下水污染的主要污染源之一。城市污水中主要污染組分來自於糞便排泄，它的主要污染物是BOD、COD、總懸浮物（TSS）、總氮（TN）、總磷（TP）以及病原微生物等。它們滲漏進入地下水後往往會造成地下水的硝酸鹽氮、TDS、總硬度污染以及細菌污染等，城市地區地下水普遍的氮污染和鹽污染多與此有關。
（3）農業活動
農業活動過程中過量施用化肥和農葯，是造成農業區地下水大面積硝酸鹽氮污染和農葯污染的主要原因。目前，我國化肥年使用量達4124×104t，按播種面積計算，化肥使用量達400kg/hm2，遠遠超過發達國家為防止化肥對水體造成污染而設置的225kg/hm2的安全上限。化肥的平均利用率僅40% 左右。全國每年農葯使用量超過30×104t，除30%～40%被作物吸收外，大部分進入了水體、士壤及農產品中，使全國933.3×104hm2耕地遭受了不同程度的污染。部分地區生產的蔬菜、水果中的硝酸鹽、農葯和重金屬等有害物質殘留量超標，對人們的身體健康造成了威脅。
（4）城市垃圾填埋
垃圾填埋場是城市地區不可缺少的重要組成部分，也是造成地下水污染的主要污染源之一，尤其是大量未經合理選址、設計和施工的簡易填埋場。據2004年對北京市平原區垃圾填埋場調查資料，北京市平原區非正規垃圾處理場及轉運站共有368處，占正在運營的垃圾處理場地總數的95%，由於簡易填埋場環保措施欠缺，致使不少地區的垃圾泛濫、蚊蠅滋生、臭氣飄盪，不僅影響周圍環境，更加嚴重的是造成了對地下水的污染。垃圾填埋場由於成分復雜，其淋濾液造成的地下水污染也十分復雜，往往具有污染物濃度高、種類多、難治理的特點，嚴重威脅了城市地下水的安全。
（5）污水坑塘
污水坑塘往往是工業、企業生產過程中用來儲存、排放或處理污水用的臨時性或永久性坑塘，它們有的進行過防滲處理，有的卻沒有，對這類污染源的管理不善或是防護措施不夠，是造成其滲漏污染地下水的主要原因。由於工業企業類型不同，所造成的污染種類也不盡相同。許多歷史上的工業企業以及一些中小企業在生產過程中，由於沒有排污管網，污水隨意排放，或排入污水坑，或排入隨意挖掘的排污溝，致使士壤和地下水受到嚴重污染。有些污染甚至在企業搬遷士地功能發生改變後，殘留在士壤和地下水中的污染物仍可能造成極大的危害。
4.4.1.4 污染途徑
按照地下水水力學特徵，地下水污染途徑主要包括間歇入滲型、連續入滲型、越流型和徑流型四種（林年豐等，1990）。
（1）間歇入滲型
這種類型多是污染源在降水的間歇淋濾下，非連續地入滲到地下水中，例如農田、垃圾填埋場、礦山等（圖4.15a，b）。
（2）連續入滲型
這種類型多為遭受污染的地表水體的長期連續入滲，造成地下水污染，例如排污渠、污水滲坑等（圖4.15c，d，e）。
（3）越流型
越流型是指已污染的淺層地下水通過弱透水層、岩性「天窗」及井管等向鄰近的含水層越流，造成鄰近含水層污染（圖4.16a，b，c，d）。
（4）徑流型
徑流型是指在地下水水力梯度的影響下，污染的地下水從某一地點徑流到未遭受污染的地下水中，例如海水入侵、污水通過岩溶管道的滲流流向抽水井等。
（5）直接注入型
污水通過鑽井灌注進入含水層中（圖4.16e），或者通過岩溶漏斗、岩溶豎井進入地下水中。
圖4.15 地下水污染途徑示意剖面圖
（據林年豐等，1990）
4.4.1.5 污染特徵
地表水體和地下水由於儲存、分布條件和環境上的差異，表現出不同的污染特徵。地下水賦存於地下含水層中，並在其中緩慢運移，上部有一定厚度的包氣帶士層作為天然屏障，地面污染物在進入地下水之前，必須首先經過包氣帶士層。上述條件使地下水污染有如下特徵。
（1）隱蔽性
由於污染是發生在地表以下的含水介質之中，因此，必須通過鑽探等手段揭露地下水，進行采樣分析，才可以判別地下水是否遭受污染。由於包氣帶對污染物的凈化和屏障作用，地下水即使已遭到相當程度的污染，但往往從表觀上很難識別。一般仍然表現為無色、無味，不能像地表水那樣，從顏色及氣味或魚類等生物的死亡、滅絕鑒別出來。此外，即使人類飲用了受有害或有毒組分污染的地下水，其對人體的影響一般也是慢性的，不易覺察。因此，地下水污染往往具有很強的隱蔽性。
（2）長期性
地下水一旦遭到污染，往往很難依靠天然地下徑流將污染物排除帶走，或者依靠含水層的自凈得到恢復。這主要是因為地下水的徑流速度非常緩慢，即使是在水交替強烈地區，地下水徑流速度相對於地表水體來說，也是非常緩慢的。而地下水的污染物則由於含水介質的吸附作用使遷移速度更加緩慢。此外，吸附或沉澱在含水介質中的污染物，很難通過抽水的方式將其從地下帶出，它們往往長期存在於含水介質中，並不斷緩慢地向地下水中釋放轉移。因此，地下水一旦遭受污染，即使在切斷污染來源後，靠含水層本身的循環和自然凈化，少則需要十幾年、幾十年，多則甚至需要上百年的時間。地下水污染具有明顯的長期性特點。
（3）難恢復性
由於地下水埋藏在地下，相對於地表水的治理，防治地下水污染的難度要大很多，成本也要高很多。前已述及，多數情況下地下水中的污染物很難通過將污染地下水抽出的方式全部抽出，必須結合一些包含地下工程的就地恢復治理措施，對污染的地下水和含水層進行同時治理，這就大大增加了地下水污染的處理難度和成本。盡管目前國際上已有一些針對污染場地地下水污染的治理技術，但由於處理難度大，成本過高，即便是發達國家也是有選擇地對一些污染比較嚴重、危害比較大的污染場地地下水進行治理。針對區域的面狀污染，目前尚無有效的治理技術。因此，人們必須清楚地認識到地下水污染的難恢復性特點。
圖4.16 地下水污染途徑（剖面圖）
（據林年豐等，1990）
10. 以污染水質的怎樣恢復
一般水體修復是指陸上水和地下水，陸上水流動性大且可見，修復難度低。這里說的水體修復是指地下水修復。如果我們關注某個地方的一個地下水污染個案，而其中環境衛生風險或者預期開發成為處理方法決定性因素的話，就可以採用土壤修復的方法標准化水體修復程序。
但是，如果某個地區有幾個地下水污染個案而又即將進行開發的話情況就不同了。這時候，如果有一個區域開發相關的、經過整合的污染治理方案就會比較理想，它能節約成本。如果將對各個個案的要求進行統一，形成經過整合是治理方案就可以直接根據現行的《水體保護法》運用解決此類污染個案的責任，並把責任劃分給各方，並綜合各方進行水體修復的方案進行地下水的處理。
建立地區全局觀時，還必須對所在相關的確的地下水系統有一個整體概念，以便能夠以最佳的方式來適應定性的和定量的地下水管理系統的特點、機會和局限性。這可能包括使用地區地下水計劃和當地地下水計劃在內的很多項目。現有地下水污染的修復策略可以根據已有的或者將要形成的地區全局觀來制定。
1.為那些遭受污染影響的整個地區議定一項基於該地區全局觀的綜合修復研究方案，包括對處理方法和水體修復方案的綜合考慮。
2.對於水體污染源地點的地表土層問題和存在相關的地下水污染並可能會受到未來開發影響的底層土問題需加以區分。在綜合研究得出的結論時需要分別考慮底層土中的問題和地面以上出現的問題。
