地下水污染評價

⑴ 地下水污染風險評價

一、地下水污染風險分析

地下水污染風險是指地下水受到污染的概率，它表示含水層中的地下水由於地表直接的活動造成不能令人接受程度的污染的概率。這種污染是基於地下水用途而制定一系列標准而言的。當污染指標超過該地下水用途所規定的指標時，視其為污染。地下水污染風險評價的目的是確定不同地區地下水受污染的風險大小，以及確定什麼樣的風險是可以接受的，並將這樣的風險降至可接受的最低程度。

地下水污染是由含水層本身的脆弱性與人類活動產生的污染負荷造成的。因此在相關區域內，地下水污染的風險將成為污染荷載和含水層污染的敏感性之間作用的結果。在沒有污染荷載存在的情況下，就不會有污染風險的。污染物的荷載可以控制或改變，但是含水層的敏感性是本質的、天然的特性。因此，我們提出從以下三個方面來考慮地下水受污染的風險：

（1）含水層固有脆弱性：它是指在天然狀態下含水層對污染所表現的內在固有的敏感屬性。

（2）污染源荷載風險：是指各種污染源對地下水產生污染的可能性。

（3）污染危害性：指地下水一旦污染所產生的危害。

二、含水層的固有脆弱性評價

（一）評價指標體系

本系統採用了較成熟的DRASTIC方法來評價含水層的固有脆弱性。DRASTIC方法選取對含水層易污染性影響最大的七項因素作為評價指標。

1.含水層埋深（D）

如果是潛水含水層，由地下水位確定含水層埋深；如果是承壓含水層，則取承壓含水層頂板為含水層埋深。單位統一為m。

2.凈補給量（R）

凈補給量主要來源於降雨量，可用降雨量減去地表徑流量和蒸散量來估算凈補給量，或者用降水入滲系數計算。單位統一為mm。

3.含水層介質類型（A）

根據模型要求，將含水層介質分為以下10類：塊狀頁岩；裂隙輕微發育變質岩或火成岩；裂隙中等發育變質岩或火成岩；風化變質岩或火成岩；裂隙非常發育變質岩或火成岩，冰磧層；塊狀砂岩、塊狀灰岩；層狀砂岩、灰岩及頁岩序列；砂礫岩；玄武岩；岩溶灰岩。

4.土壤介質類型（S）

指土壤層通常為距地表平均厚度2 m或小於2 m的地表風化層。在此，土壤介質分為以下10類：非脹縮和非凝聚性粘土；垃圾；粘土質亞粘土；粉粒質亞粘土；亞粘土；礫質亞粘土；脹縮或凝聚性粘土；泥炭；砂；礫。

5.地形坡度（T）

單位統一為‰。

6.包氣帶介質類型（J）

是指潛水水位以上或承壓含水層頂板以上土壤層以下的非飽和區或非連續飽和區。分為10種類型：承壓層；頁岩；粉砂或粘土；變質岩或火成岩；灰岩、砂岩；層狀灰岩、砂岩、頁岩；含較多粉砂和粘土的砂礫；砂礫；玄武岩；岩溶灰岩。

7.含水層滲透系數（C）

影響滲透系數大小的因素很多，主要取決於含水層中介質顆粒的大小、形狀、不均勻系數和水的黏滯性等，通常可通過試驗方法或經驗估演算法來確定k值。單位統一為m/d。

基於DRASTIC的評價模型的7項指標的級別與其對應的標准特徵值列於表13—2。

表13—2 評價指標的分級標准特徵值

含水層介質、土壤介質類型和滲流區介質類型所對應的級別與特徵值可根據實際取得的資料由表13—3、表13—4、表13—5查得。

當某一區域的土壤介質由兩種類型的土壤組成時，選擇最不利的介質類型確定級別。例如，某一區域的土壤有砂和粘土兩種介質存在時，可選擇砂作為相應的土壤介質；當有三種介質存在時，可選擇中間的介質確定級別，例如，有砂、礫和粘土存在時，可選擇砂作為相應的土壤介質。

表13—3 含水層介質類型的級別與特徵值

表13—4 土壤介質類型的級別與特徵值

表13—5 包氣帶介質類型的級別與特徵值

（二）評價方法

採用PCSM指數法模型（計點系統模型，Point Count System Model——PCSM）結合GIS的空間分析功能進行含水層固有脆弱性評價。PCSM 法的綜合指數值是通過各參數評分值和各自賦權的乘積疊加得出的，因此又叫權重－評分法。

首先利用GIS將鑽孔資料空間插值後得到區域DRASTIC參數分區圖，然後將各參數分區圖轉為柵格圖，並根據表13—2重新分類，最後根據以下公式進行疊加分析，得到DRASTIC評價結果。

DRASTIC值＝D_r·D_w+ R_r·R_w+ A_r·A_w+ S_r·S_w+ T_r·T_w+ I_r·I_w+ C_r·C_w= D_r·5+R_r·4+ A_r·3+ S_r·2+ T_r·1+ J_r·5+ C_r·3

三、污染源荷載風險評價

（一）污染源荷載風險的評價指標體系

污染源荷載風險等級的計算綜合考慮污染的可能性（L）與污染的嚴重性兩個方面，風險計算式：

R=L+S

其中 L=L₁+L₂;S=Q+A+T

式中：L₁為污染源釋放污染物的可能性；L₂為污染物到達地下水的可能性；Q為污染源釋放的污染物的量；A 為污染物運移過程中的衰減；T為污染物毒性。

根據實際情況確定污染源荷載分險的評價指標：污染源種類K（包括毒性）、污染物產生量Q（排放量、污染源尺寸等）、污染物釋放可能性L（有無防護措施）、距離D。其中污染源種類K 的取值范圍為1～9，見表13—6。污染物數量Q按大、中、小依次取值為1、2、3；污染物釋放可能性L分為0、0.5、1；對於距離D，按照污染源周圍500 m以內、500～100 m 之間、1000 m以外分別取值2、1、0。

表13—6 污染源種類K的分級標准

續表

（二）評價方法

首先考慮單污染源荷載風險：應用GIS的緩沖區分析，圈定污染源周圍的緩沖帶，並設置為距離D的取值，單個污染源荷載風險P=K·Q·L·D。表13—7為污染源荷載風險評價分類標准。然後，應用GIS的疊加分析綜合考慮研究區內所有污染源的荷載風險，合成結果是風險的相對值。假設各污染源之間不存在拮抗作用和協同作用為前提，用風險值最高的污染源的風險作為疊加結果。

表13—7 污染源荷載風險評價結果重新分類標准

四、地下水污染風險評價

地下水污染風險評價是在含水層固有脆弱性評價、污染源荷載風險、污染危害性評價的基礎上進行的。將含水層固有脆弱性評價結果按表13—8重新分類。污染危害性評價以地下水使用目的為分級指標，見表13—9。最後，按表13—10得到地下水污染風險評價結果R，其中「0」表示低污染風險，「1」表示中等污染風險，「2」表示高污染風險。

表13—8 含水層固有脆弱性評價結果重新分類標准

表13—9 污染危害性評價標准

表13—10 地下水污染風險評價

⑵ 垃圾場對地下水的污染評價方法

（一）污染評價因子選擇

根據生活垃圾的主要污染成分，從主要污染物中選擇評價因子，主要有化學需氧量（COD）、酚、氰、磷、

、TDS、Cl^-、Zn^2＋、Cu^2＋、Fe、Cd^2＋、Pb^2＋、Ag、As、Cr^6＋、Hg等項目作為污染評價指標。但一般情況下，在垃圾滲濾液中，Zn^2＋、Cu^2＋、Fe、Cd^2＋、Pb^2＋、Ag、As、Cr^6＋、Hg和酚、氰、磷等項目的濃度並不高，很少超過Ⅲ類地下水質量標准。因此，我們在進行垃圾場地對地下水影響評價時，主要以懸浮物、COD_Cr、BOD₅、氨氮、硝酸氮、亞硝酸氮、大腸菌群、TDS、CL^-等為評價因子。如垃圾場處置的垃圾成分特殊，應根據滲濾液成分確定評價因子。

（二）污染評判標准

1.距離衰減原理

因為重點是了解垃圾場是否污染了地下水，所以污染評判標准應以本底值為准。但找本底值很難，實際操作時，常用相對本底值為標准或根據污染物濃度隨距離衰減原理進行判別。

距離衰減原理：相對於地下水含水層來講，垃圾處置場仍然為一個點污染源。垃圾污染物進入地下水，是以點狀源沿地下水流向遷移、擴散的，污染物濃度隨遷移與擴散距離的增加而不斷減小，在污染物運移的前鋒，其濃度接近於零。這即是污染物的「濃度隨距離衰減原理」。

相對本底值：如上所述，垃圾污染物在地下水中的運移前鋒，其濃度接近於零。但難以找到本底值的情況下，這個垃圾污染的地方的地下水中該污染物的濃度即稱為相對本底值，接近於零可作為評價垃圾處置場是否污染地下水的有效評價標准。

2.濃度或指數隨距離衰減評判標准

判別垃圾是否污染地下水，可以使用地下水背景值或本底值或相對本底值與地下水實際濃度值之比（污染指數）來判別，同時也可用污染指數隨與垃圾場的距離增大而衰減的規律來判別。若以某類地下水質量標准作為評價標志，計算出來的稱「水質指數」，它也是污染指數，這個污染指數也具有隨距離大而減小的衰減規律，因而也可根據這個衰減規律評價垃圾場是否污染地下水。

（三）污染評價

1.單因子評價

以污染指數大小表示地下水污染程度。計算式如下：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

式中：P_i為地下水中污染物i的污染指數；C_i為污染物i的實測濃度（mg/L）; C_0i為地下水中污染物i的背景值或對照值（mg/L）。當P_i<1時為未污染，P_i>1時為污染。

2.多因子評價

以綜合污染指數或內梅羅污染指數進行多因子評價。計算公式如下。

（1）綜合污染指數。

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

式中：P為地下水綜合污染指數；n為污染物種類數；P_i為地下水中污染物i的污染指數。

（2）內梅羅污染指數。

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

式中：（C_i/C_0i）_平均為地下水中污染指數平均值；（C_i/C_0i）_最大為地下水中污染指數最大值。其餘符號同前。

3.污染程度分級

根據污染組分的污染種類數及其綜合污染指數或內梅羅污染指數，我們對地下水進行污染程度劃分（表7-1）。

（四）水質評價分級

垃圾隨意堆放或填埋處置時的技術不當，垃圾中的有害物質會污染水體，從而也影響水體的水質。因此，在評價水體是否污染的同時，也對研究區地下水的水質進行評價。

表7-1 污染程度分級

1.評價標準的選定

地下水質量評價的標准，城市地區建議採用《生活飲用水衛生標准》GB5749-85，農業地區建議採用《農田灌溉水質標准》GB5084-92。採用《生活飲用水衛生標准》進行水質評價時，有機指標可依照飲用水標准與健康咨詢（U.S.EPA-2002）。

2.評價方法

（1）單項指標的水質指數。

計算公式為：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

式中：I為某項組分的水質指數；C為某項組分的實測濃度；C₀為某項組分的飲用水（灌溉用水）水質標准值。

評價時，以I<1為合格，I>1不合格，並可按I值進行地下水質量分級（嚴重不合格、中等不合格、輕微不合格、合格，參照表7-2）。

表7-2 地下水質量級別分類表

（2）多項指標的綜合水質指數。

計算公式為：

城市垃圾地質環境影響調查評價方法

式中：

為各單項組分評分值I的平均值；I_max為單項組分評分值I的最大值；n為項數。

根據值計算結果，按以下規定劃分地下水水質級別。

⑶ 地下水污染現狀評價的計算實例

用表7-4-4中的原始數據，進行地下水污染現狀評價的計算。

計算之前，首先要確定地下水污染組分背景值。

8.2.3.1 污染組分背景值的確定

所謂「地下水污染組分背景值」，或稱「地下水化學背景值」，是指天然狀態下（未受或基本未受人為活動污染）的地下水中各種化學組分的含量或其界限。地下水化學背景值是與一定的時間、地點相聯系的相對概念。

在缺乏地下水質量背景資料的地區，按照中國地質調查局《地下水污染調查評價規范》（徵求意見稿）的規定，可以參照地下水質量標准（GB/T 14848-93）二類水的標准值，結合當地條件生成背景值系列資料；這里，直接引用（GB/T 14848-93）二類水的標准值作為測試項目的背景值系列資料（表7-4-1）。

8.2.3.2 實例的地下水污染現狀評價計算

以表7-4-1地下水質量分類指標中的Ⅱ類水標准作為「背景值」，即公式（8-2-2）中第j項化學組分的背景值C_j，0，把表7-4-4中9個水樣的原始數據（C_i，j，j＝1，…，39）逐個代入公式（8-2-2），即可計算出9個水樣39個項目的單項污染指數I_i，j，再把所有的單項污染指數I_i，j代入公式（8-2-1），即可計算出9個水樣的綜合污染指數PI_i（i＝1，…，9），如果有缺測項目，則稱為復合污染指數。

其中的pH值為取值區間，其中值C_j，m＝7.5，按（8-2-3）計算時的分母項＝8.5-7.5＝1，分子項為實測值C_i，j減中值C_j，m＝7.5後再取絕對值。

因為表7-4-1地下水質量分類Ⅱ類水指標中的第1～5個項目難以定量化，因此對之特殊處理，事先人工確定出各單項組分的單項污染指數I_i，j，單獨形成一個數據文件c1-5.dat，即：

1 2 3 4 5 6 7 8 9

95 44 72 70 50 11 16 9 6

50 8 13 80 50 80 30 45 10

-1-1-1-1-1-1-1-1-1

-1-1-1-1-1-1-1-1-1

-1-1-1-1-1-1-1-1-1

-1-1-1-1-1-1-1-1-1

0.35 0.39 0.37 0.4 0.62 0.33 0.53 0.53 0.51

c1-5.dat數據文件中，第一行為水樣點編號，第二行為水樣點x坐標，第三行為水樣點y坐標；第四行至第八行為第1～5項目的單項污染指數I_i，j。缺測項目用-1佔位。其中的第八行為已算出的第5項pH值的單項污染指數I_i，5，是按（8-2-3）式計算的結果。

把地下水質量分類Ⅱ類水指標、9個地下水樣第6～39個分析項目的測試數據，編輯成數據文件 c0-6-39.dat，缺測項目用-1 佔位。此處的 c0-6-39.dat 文件，是在「7.4.3 地下水質量評價的計算實例」中的c6-39.dat又插入地下水質量分類指標中的Ⅱ類水標准作為「背景值」，在c6-39.dat文件中的第一、二列之間插入，作為新的第二列數據。c0-6-39.dat文件不再列出。

運行fuheshu.exe程序，得到輸出文件綜（復）合污染指數數據文件pi-qian.dat及水樣點單項污染指數數據文件sij.dat，把pi-qian.dat列印如下：（註：分二欄排列）

95 50 1.49 1 15 2 21 11 80 0.75 6 16 1 28

44 8 0.77 2 16 1 28 16 30 1.46 7 17 2 20

72 13 0.83 3 16 1.08 19 9 45 0.73 8 8 0.95 21

70 80 5.69 4 17 8 20 6 10 0.72 9 8 0.95 21

50 50 7.11 5 16 10 21

pi-qian.dat 文件共9行，每行為一個水樣的計算結果；共7列，其中第1列為x坐標、第2列為y坐標、第3列為綜（復）合污染指數P_i、第4列為點號、第5列為某水樣實測項目個數nt、第6列為某個水樣的單項污染指數最大值、第7列為某個水樣的單項污染指數最大值的項目序號（即表7-4-4中的第1列-「序號」）。

用pi-qian.dat文件中的數據，按照綜（復）合污染指數PI可劃分出4個污染級別：PI≤1未污染區，1＜PI≤2.5輕度污染區，2.5＜PI≤5中等污染區，PI＞5嚴重污染區，本書依次稱為一、二、三、四級污染區，繪制圖8-2-1 某勘查區潛水污染等級分區圖。

圖8-2-1 某勘查區潛水污染等級分區圖

⑷ 地下水污染評價

主要採用不同區域和城市的不同環境水文地質單元的地下水污染起始值或背景值專作為評價標准，這樣有利於屬研究地下水從未污染-開始污染-嚴重污染的過程，並能顯示不同地區的環境特徵，同時還可以彌補有些組分當前還沒有規定標準的不足。

地下水污染評價一般採用綜合指數法。求得綜合污染指數（P）之後，根據綜合污染指數和參數評價的項次，對地下水污染程度進行分級，要求水質分級合理。對於水質的優劣而言，每一個水質參數都與水質標准有關。因此，應以水質標准變化為依據，賦予每個參數一定數值區間所對應的水質等級。一般將水污染狀況劃分為5個等級（表4-12）（陳望和，1999）。

表4-12 水污染分級表

註：P為綜合污染指數；n為評價因子項次。

⑸ 水源地污染風險評價

4.5.2.1 區域地下水污染風險評價

（1）區域污染源危害分級分類

土地利用類型指土地表面覆蓋狀況，包括農田、居住地、水域等。不同利用類型的土地上會產生不同的污染物種類及強度，同時土地表面的鬆散程度不同，污染物進入地下水的難易程度也不同。

研究區內主要有農田、村莊、排污溝、渠系、湖泊和工廠等6種土地利用類型。研究區范圍內大部分土地利用類型為農田和村莊，村莊呈條帶狀分布，中間以農田相隔。研究區東北部零星分布有幾個湖泊，引水渠則貫穿整個研究區，從研究區西南部黃河上游引水，分為北秦渠、中馬蓮渠、南漢渠向東北方向流過，工廠主要分區在研究區中部，是金積鎮所在地，工廠廢水主要排入清二溝和南干溝，兩條排污溝均自南向北流向，是研究區內主要的農田退水溝和工業生活廢水的排污溝。

本書從污染物排放及向地下入滲角度出發，通過對不同土地利用類型分析，進行分級評分如下：污染物排放主要分為工業、生活和農業活動3個方面，結合研究區現狀，可知研究區內糠醛廠、造紙廠、化肥廠等工廠排污量較大，其次為排污溝的影響，研究區內的排污溝收納生活和工業排放污水，排污溝底部無任何防護措施，且為滲透性較高的礫石層，故對污染風險貢獻很大，再次農業面源，化肥施用量較大且農田土地鬆散利於化肥農葯向下滲透，再次為農村居民點，但因村莊地面密實，故相對影響較小，最後為湖泊和渠系，研究區內的湖泊和渠系水質較好基本不收納污染，故對污染風險貢獻最小。

其中，工廠點型污染源以工廠場地面積代表，排污溝線型污染源根據簡單評價法由排污溝向兩側各擴展50米，由此給出不同土地利用類型分級評分得，見表4.10，得到區域污染源危害分級見圖4.9。

表4.10 污染源危害分級評分

圖4.9 區域污染源危害分級圖

（2）區域污染風險評價結果及分析

綜合上述區域地下水脆弱性分區與區域污染源危害分級分區，基於ARCGIS平台，採用模糊綜合評價方法按1：1權重疊加，獲得區域地下水污染風險評價，其污染風險評價分區結果如圖4.10所示。

圖4.10 區域地下水污染風險分區圖

從計算結果可以看出，水源地保護區所在區域地下水污染風險相對較低。高污染風險地區（Ⅴ）主要分布於研究區的西南角以及工廠及排污溝所在地；工廠所在地及排污溝污染風險高，主要是受污染源影響控制，它們是研究內主要的污染來源，尤其清二溝的一部分分布在水源地二級保護區內，對水源地存在潛在影響。研究區的南部、東南部以及水源地保護區西北部屬較高污染風險地區（Ⅳ），主要控制因素和研究區西南部高污染風險地區相似。中等污染風險地區（Ⅲ）在本書研究范圍內分布廣泛且分散，水源地保護區所在地主要為中等污染風險地區。較低和低污染風險地區（Ⅱ、Ⅰ）主要分布在村莊城鎮所在地及研究區的東北部地區，村莊所在地人類對地表改造較大，地表入滲條件差，因此，上述地區呈現污染風險較低和低的分布狀態。

（3）評價結果驗證

本書將區內各單點氨氮污染物濃度作為區域污染風險評價結果的驗證依據。本區氨氮污染物分布見圖4.11所示。

計算各單點地下水環境污染程度和該點地下水污染風險指數的相關程度，用斯皮爾曼相關系數ρ表徵。計算公式如下：

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：N——樣本數量；

d——特徵污染物排行和污染風險指數排行名次差；

ρ——斯皮爾曼相關系數，其等級劃分見表4.11所示。

圖4.11 區域氨氮濃度分區圖

表4.11 ρ等級劃分表

根據計算可知本區地下水環境污染程度和地下水污染風險指數的相關程度｜ρ｜大於0.6，因此判定兩者關系為中相關或強相關，認為評價結果合理。

4.5.2.2 開采條件下水源地污染風險評價

金積水源目前為吳忠市備用水源地，預計5年之內啟用。當水源地開采使用後，勢必造成地下水流場和溶質分布發生變化，本書研究擬採用數值模擬方法預測計算出水源地穩定開采後的地下水動態變化，在此基礎上進行穩定開采條件下的污染風險評價。

（1）水文地質概念模型

根據實測地下水位數據，插值得到研究區現狀地下水等水位線圖（圖4.12）。研究區地下水流從西南流向東北，研究區西部為黃河，黃河水量巨大，因而黃河水位受水源地開采影響較小，故研究區西部黃河概化為給定水頭的邊界，為第一類邊界條件；研究區南部為漢渠，再以南地區為山區，故概化為給定流量的邊界，為第二類邊界條件；研究區東部為京藏高速，該邊界地下水位等水位線1125m以上部分與實測等水位線幾乎垂直，故概化為隔水邊界，為第二類邊界條件，1125m以下部分為研究區的流出邊界，故概化為給定流量的邊界，亦為第二類邊界條件。

研究區含水層由全新統早期（

）的砂卵石、細砂及礫卵石組成，具有典型的河流堆積二元結構，地下水屬大厚度單一潛水，故將模型垂向設為一部分，含水層厚度200m。將實測地表高程作為模型的地表高程，地表下200m作為含水層底板高程。

由於本區空間地質結構清楚，地層水平分布連續且均勻，具有統一連續的地下水位，由於本區季節性降雨和灌溉影響，地下水系統的物質輸入、輸出隨時間變化，但變化規律穩定，因此概化為穩態。綜上，可將研究區地下水流系統概化為均質各向同性二維穩定流水文地質概念模型。水文地質概念模型如圖4.12所示。

圖4.12 區域地下水等水位線及水文地質概念模型圖

（2）邊界條件

1）隔水邊界：研究區東部，1125m等水位線以上，邊界與等水位線垂直，故為隔水邊界。

2）補給邊界：研究區南部，為補給邊界。另外上部補給邊界為大氣降雨補給和灌溉補給。

3）排泄邊界：研究區東北邊界，1125m等水位線以下，為排泄邊界，另外上部有地下水蒸發排泄。

（3）水文地質參數值的確定

將實測滲透系數插值得到的所建的研究區水流模型中，滲透系數分布見表4.12，其他水文地質參數值的確定，借鑒水源地開采井的成井勘查報告，見表4.12。

（4）數學模型

本書研究採用地下水模擬與預測的專業軟體——Visual MODFLOW。

表4.12 水文地質參數表

為真實地反映污染物遷移的運動規律，採用水流和水質耦合模型，其控制方程為：

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

其中：

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：h——水頭；

——流體的達西流速；]]

ρ^f，

——流體和參考流體的密度；

S₀——比彈性貯水系數；

K_ij——滲透系數張量；

e_j——重力方向分量；

f_μ——黏滯相關系數；

Q_EB——擴展的Boussinesq估計量；

R——延遲因子；

R_d——減緩因子；

D_ij——水動力彌散系數張量；

ϑ——衰減率；

ε——孔隙率；

Q_x——x＝ρ時為源匯項，x＝C時為污染物溶質；

——流體的密度差系數；]]

——流體的擴張系數；]]

0——參考濃度；

C_s——最大濃度；

p^f——流體的壓力；

g——重力加速度；

k_ij——滲透率張量；

μ^f，μ^f_o——流體的動力黏滯系數和參考值；

D_d——流體的分子擴散系數；

——絕對達西流體通量；]]

L，β_T——縱向與橫向彌散度；

χ（C）——依賴濃度的吸附函數。

上述控制方程與研究區的邊界條件一起構成本次地下水模擬的數學模型。

（5）網格剖分

網格剖分的大小影響模擬結果的精度。剖分越細，能夠使結果表達的更為細致，比如水位變化更加平滑等，但是過密的剖分導致程序運行計算量加大，導致運行時間加長。本研究綜合考慮各方面因素，確定網格間距為13.3m，共剖分4752個網格。剖分結果如圖4.13所示。

（6）模型識別

模型識別是數值模擬中重要的過程，通常需要進行多次的參數調整與運算。運行模擬程序，可得到概化後的水文地質概念模型在給定水文地質參數和各均衡條件下的地下水流場空間分布，通過擬合同時期的流場，識別水文地質參數、邊界值和其他均衡項，使建立的模型更加符合研究區的水文地質條件。

通過反復調整後，獲得穩定流場。用22個實測點位數據進行模型識別，對比模擬值發現，其中17個點，計算值與實測值誤差小於0.5m，占總數的77.3%，滿足《地下水資源管理模型工作要求》中的規定，說明模型基本准確，計算流場與實際流場基本吻合。

（7）水流模擬

水源地的開采對污染風險的影響主要是通過對地下水流場的改造，水源地開采會產生降落漏斗，擴大水源地地下水的補給來源，從而增大了水源地地下水受污染的可能性，污染風險增高。

吳忠市金積水源地預計開采20年，根據該水源地《成井技術成果報告》中設計的穩定開采量40000m³/d，加入開采井及其抽水量，預測穩定開采條件下水源地降落漏斗范圍，如圖4.14所示。可以看到，水位高程在1123m以上地區均為水源地的集水地區，水源地保護區的集水區域向兩側和下游發展。

圖4.13 模擬區平面網格剖分

（8）驗證開采抽水的影響半徑

採用「大井法」確定影響半徑，首先根據開采井分布的幾何圖形，《水文地質手冊》中查表計算引用影響半徑r₀。開采井群分布為菱形，故r₀＝η∗c/2，見圖4.15，其中，c＝1.2km，θ＝68.2°，查表3.41，取η＝1.16，故r₀＝0.696km。故將開采群井轉化為半徑為0.696km的大井，大井中心位於菱形中心。金積水源地為傍河且含水層各向均質的水源地，《水文地質手冊》中查表得其引用影響半徑為R₀＝2d，見圖4.16所示，d為大井中心到河岸的距離，d＝2.0km，故R₀＝2d＝4.0km。

模擬水源地開采穩定條件的流場顯示開采井群的影響半徑約為3.9km，如圖4.14，與經驗公式法計算的4.0km比較接近，故認為模型與實際情況較為吻合。

表4.13 η與θ對應表

由於缺乏長期觀測數據，因此無法進行模型驗證，但是研究區地質條件簡單，而且水位較為穩定，且模擬開採的影響半徑與經驗公式計算所得較為相近（圖4.15，圖4.16），故認為經過識別的模型基本可以用來預測模擬。

圖4.14 水源地穩定開采條件下的降落漏斗范圍圖

圖4.15 菱形井群引用半徑計算公式

圖4.16 引用影響半徑計算公式圖

（9）特徵污染物遷移模擬

通過實測研究區地下水水質數據，得出氨氮、TDS、總硬度、亞硝酸鹽、鐵、錳等為本區的特徵污染物，其中超標最嚴重的為氨氮，故將氨氮作為預測因子。在 VISUAL MODFLOW數值模擬軟體中，模擬了水源地開采20年末氨氮污染源的擴展情況，1、2、3、4、5、6、8、10、15、20年的污染暈遷移情況見圖4.17。分析可以看到，由於水源地地下水的開采，使得水源地下游和兩側的氨氮污染物向水源地遷移，水源地一級保護區東側污染源，在開采3年時，污染暈與一級保護區相切，15年的時候已經進入開采井；二級保護區北部的污染源在開采6年的時候，污染暈與一級保護區相切，20年後未進入開采井但距離已經很近；一級保護區南部的污染源向水源地方向遷移，但未進入二級保護區內；保護區東南部和西南部污染源未受水源地開采影響，向下游運移，未進入二級保護區。

圖4.17 預測水源地開采污染暈擴展范圍圖

（10）基於預測的區域地下水污染風險評價

基於上述研究，在ARCGIS平台上，在研究區區域地下水污染風險分區圖的基礎上，疊加預測的特徵污染物氨氮的運移模擬分級圖，形成基於Visual Modflow模擬預測的研究區地下水污染風險分區圖（圖4.18），圖中帶有穩定開采條件下的流場等值線。

從圖中可以看出，相比較圖4.18而言，特徵污染物氨氮污染暈所在位置污染風險增高，部分已經進入水源地一級保護區，說明現有氨氮分布在開采條件下會對水源地水質造成污染，需要予以治理。

4.5.2.3 水源地污染風險評價

地下水脆弱性表徵著研究區地下水本身抵抗污染的能力，污染源危害分級表徵著不同污染源對地下水的污染風險水平的大小，二者疊加表徵著研究區不同地區地下水污染風險的可能性大小。

（1）現狀水源地污染風險評價

綜合上述研究區區域污染風險分級圖，基於ARCGIS平台，採用模糊綜合評價方法按1：1權重疊加，獲得水源地污染風險評價，其污染風險評價分區結果如圖4.19所示。

圖4.18 穩定開采條件下水源地區域污染風險分區圖

圖4.19 水源地污染風險分區圖

從計算結果可以看出：基於水源地保護的水源地污染風險分區圖中，污染風險高和較高的地區主要為水源地保護區所在地以及其西南地區，這些地區正是現狀流場水源地保護區及其上游地區，這正是水源地水質需要特別保護的地區。另外，排污溝和工廠所在地也是高風險和較高風險地區，它們是主要的污染源，需要加強監管和控制。中等污染風險地區分布較為零散，主要在一級保護區北部村莊所在地，水源地保護區東部、東南部及東北部地區，是水源地污染風險評價中較低或低風險地區，主要是因為它們處於水源地下游地區或者不是保護區地下水的上游來水區域。

（2）預測水源地污染風險評價

綜合上述基於Visual Modflow預測的區域地下水污染風險分區圖與研究區保護區分區圖，基於ARCGIS平台，採用模糊綜合評價方法按1：1 權重疊加，獲得預測的水源地污染風險分區，如圖4.20所示。

圖4.20 預測水源地污染風險分區圖

從計算結果可以看出：污染風險高和較高的地區主要為水源地保護區所在地及其西南地區，這些地區正是現狀流場水源地保護區及其上游地區，正是水源地水質需要特別保護的地區。另外，排污溝和工廠所在地也是高風險和較高風險地區，它們是主要的污染源，需要加強監管和控制。中等污染風險地區分布主要在一級保護區北部村莊所在地、保護區南部和東南部。水源地保護區東部、東南部及東北部地區，是水源地污染風險評價中較低或低風險地區，主要是因為它們處於水源地下游地區或者不是保護區地下水的上游來水區域。

⑹ 地下水污染風險評價方法

1.3.2.1 地下水脆弱性與污染風險的概念

地下水脆弱性指由於自然條件變化或人類活動影響，地下水遭受破壞的趨向和可能性，它反映了地下水對自然和（或）人類活動影響的應付能力，地下水脆弱性一般分為固有脆弱性和特殊脆弱性。

地下水污染風險是指地下水受到污染的概率及污染預期損害程度的疊加。它表示含水層中地下水由於地表的直接活動造成污染的概率。這種污染是基於地下水的用途而制定的一系列標准而言。當污染指標超過該地下水用途所規定的指標時，視其為污染。合並地下水污染源災害分級圖和地下水固有脆弱性圖來代替地下水污染的概率，用地下水價值圖來代替地下水污染的預期損害性。因此，地下水污染風險性高是指高價值的地下水資源受到災害性高的污染源的污染。

1.3.2.2 地下水脆弱性及污染風險影響因素

地下水系統是個開放系統，系統變化除了受到含水層系統和地下水流動系統的影響，還受到地表狀況、大氣、土壤、包氣帶等過程的影響。表1.1詳細列出了可能影響地下水脆弱性各類影響因素。

地下水污染風險影響因素除了表1.1中所列，還包括污染源的各種特徵，如污染源種類、排放方式、排放量、特徵污染物類別和性質、排放規模以及防護措施等。

表1.1 地下水脆弱性影響因素表

1.3.2.3 地下水脆弱性評價方法

地下水脆弱性的研究程度較高，評價方法較為成熟，目前國內外已有的評價方法主要有迭置指數法、過程模擬法、統計方法、模糊數學方法以及各種方法的綜合等，具體信息見表1.2。

迭置指數法是通過選取的評價參數的分指數進行疊加，形成一個反映脆弱性程度的綜合指數，包括指標、權重、值域和分級。它又分為水文地質背景參數法（HCS）和參數系統法，後者又包括矩陣系統（MS）、標定系統（RS）和計點系統模型（PCSM）。

表1.2 地下水脆弱性評價的主要方法表

國外對地下水脆弱性評價採取的模型主要包括：DRASTIC（Aller et al.，1987）、GOD（Foster，1987）、SINTACS（Civita，1993）、ISIS（Civita and De Regibus，1995）、Legrand、SEEPAGE（Gogu，2000）等。針對岩溶含水層的脆弱性評價模型有 GLA 法（Holting et al.，1995）、EPIK（Doerfliger et al.，1997）、PI（Goldscheider，2005）等。

目前，DRASTIC模型應用最為廣泛（表1.3）。它假設污染物由地表起經土壤層、包氣帶進入含水層，污染物隨降雨入滲到地下水中，污染物隨水流動。DRASTIC 模型由7個水文地質評價參數組成，分別為：含水層埋深（D）、凈補給量（R）、含水層介質（A）、土壤介質（S）、地形坡度（T）、包氣帶介質的影響（I）及水力傳導系數（C）。模型中每個指標都分成幾個區段（對於連續變數）或幾種主要介質類型（對於文字描述性指標），每個區段根據其在指標內的相對重要性賦予評分，評分范圍為1～10分。每個指標根據其對脆弱性影響重要性賦予相應權重，最後脆弱性指數為7個指標的加權綜合，記為DI，值越高，地下水脆弱性越高，反之脆弱性越低。

DI＝D_RD_W+R_RR_W+A_RA_W+S_RS_W+T_RT_W+I_RI_W+C_RC_W（1.2）

式中：R——指標值；

W——指標的權重。

該模型通過增減指標的改進模型應用於美國各地、加拿大、南非、歐共體的各地潛水和承壓水脆弱性評價。從表1.4中可看出，許多學者多將土地利用類型指標納入評價指標體系中，並取得了更加客觀的評價結果。不同的土地利用類型對於污染物進入到含水層的影響作用是不同的，它可以改變污染物的種類、數量和污染物進入含水層路徑的長度和途徑。

表1.3DRASTIC模型及農葯DRASTIC模型中各指標權重表

（據Aller et al.，1987）

表1.4 地下水污染風險定義的發展歷程表

國內研究者根據不同地區自然屬性特徵和污染物特徵提出了3～11個不等的指標，採用不同的方法對權重加以優化，然後藉助GIS技術或模糊數學方法進行地下水脆弱性分區。

過程模擬法是在水分和污染物運移模型基礎上，建立一個脆弱性評價數學公式，將各評價因子定量化後，得出區域脆弱性綜合指數。過程模擬法研究地下水脆弱性，不僅可以告訴決策者哪裡可能會發生污染，而且會表明為什麼會發生污染，什麼時間可能發生污染，從污染機理上研究了污染物對於地下水系統影響程度和過程。認識地下水的來源和運動是過程模擬法研究地下水本質脆弱性的重點，關注污染物的來源、運移和轉化是特殊脆弱性的評價重點。

統計方法是通過對已有的地下水污染信息和資料進行數理統計分析，確定地下水脆弱評價因子並用分析方程表示出來，把已賦值的各評價因子放入方程中計算，然後根據其結果進行脆弱性分析。利用統計方法解決非點源的地下水脆弱性在近幾年中研究很多，邏輯衰減和貝葉斯方法是最常用的方法。常用的模型包括邏輯回歸分析、線性回歸分析法、克里格方法、實證權重法。目前統計法不如迭置指數法和過程模擬法應用廣泛。

總的來說，國內外對地下水污染風險評價採用的主要方法是基於地下水脆弱性評價，在其基礎上，增加諸如土地利用狀況、污染源分布、污染源危害分級、地下水社會經濟價值、開采井的集水范圍等相關指標。但總體上，缺乏系統的地下水污染風險評價方法與參數體系。地下水污染風險不僅沒有一個公認的定義，而且地下水污染風險評價所涉及的評價內容和方法在不斷地探索、深入，但遠遠沒有完善，更沒有形成規范性的技術體系。

1.3.2.4 地下水污染風險評價方法

最初脆弱性研究只關注地下水系統的固有脆弱性或者叫易污性，隨著研究的深入，人們關注的焦點轉向了地下水系統抵禦污染源荷載的脆弱性，稱為特殊脆弱性。特殊脆弱性對污染源荷載比較敏感，污染源的輕微變化就能導致系統的變化；特殊脆弱性一般表現為污染源荷載作用下系統所遭受損失的大小或程度；特殊脆弱性與人類活動關系密切，人類的各種排污活動增加了自然系統的特殊脆弱性，相反減排和環境保護措施則會減小對自然系統的擾動。目前，國內外學者關於脆弱性的研究主要集中在3個方面：系統固有脆弱性的研究、系統特殊脆弱性研究和區域災害脆弱性研究。關於地下水污染風險國際上還沒有形成統一的定義，其發展歷程見表1.4。

針對地下水系統，污染源荷載是指點源、面源等各種污染源對地下水造成污染的可能性和危害後果的嚴重性，影響污染源荷載的主要因素有污染源的量、排放或泄漏位置、污染源的類型、毒性、開采井的位置、開采層位，以及污染物在土壤和地下水中的遷移轉化特徵等。污染源荷載的大小反映污染源對地下水造成污染的可能性大小。

存在的主要問題：地下水污染風險評價是近十年來才成為的一個正式的概念，而且至今沒有一個公認的定義。地下水污染風險評價所涉及的評價內容在不斷地探索、深入，但遠遠沒有完善，更沒有形成規范性的技術體系；而且地下水污染風險評價一般是建立在地下水脆弱性評價的基礎上，這樣所評價的地下水污染風險往往只是在空間層面上，而對於時間上的風險評價往往很少提及。

可見，地下水污染風險評價所涉及內容及技術體系的完善化、規范化及地下水污染風險在時間層面的評價是地下水污染風險評價可能的發展方向。

⑺ 地下水污染現狀評價方法及計算公式

地下水污染的空間差異需通過分區來體現。污染分區可以從單項污染組分不同地段上污染程度（即單項污染指數）的差異角度來劃分，也可以從多項污染組分不同地段上綜合污染程度的差異角度來劃分。這里採用以各單項污染組分不同地段上污染程度的差異分區為分析基礎，以多項組分不同地段上綜合污染程度的差異分區為正式的污染等級分區。

地下水現狀綜合污染程度應遵照如下的原則和方法進行分區：

（1）地下水污染現狀分區的空間范圍：平面上限定在整個研究區，垂向上限定在同一含水層，一般限定在潛水含水層。

（2）地下水污染現狀是按照「綜合污染指數」進行分區的：即採用每個采樣點地下水中多項污染組分的「綜合污染指數」來判斷地下水污染現狀的等級歸屬^［29］。所謂「綜合污染指數」是對應單項污染指標的「單項污染指數」而言的，但是，「綜合污染指數」要求是按照「應調查測試的項目」計算出來的，這個「應調查測試的項目」個數多，而實際工作中取得的水樣的測試項目往往距「應調查測試的項目」還有一些缺項，用缺項的實測項目資料計算出的多項污染組分的「綜合污染指數」不是真正的「綜合污染指數」（姑且稱作「似綜合污染指數」），為了避免概念上的混淆，當水質分析資料存在缺項的情況下，應迴避「綜合污染指數」，建議改用「復合污染指數」來表述實測資料缺項的多項污染組分計算出的「似綜合污染指數」。嚴格來講，因為用來確定「復合污染指數」的檢測項目不完全，所以，其計算結果與「綜合污染指數」比較可能會有偏差，造成等級歸屬有誤，但是，在檢測項目不全的情況下，採用復合污染指數總比僅僅用單項污染指數一種方法要好一些。當實際工作中所取水樣的測試項目等於「應調查測試的項目」時，「復合污染指數」即是真正的「綜合污染指數」了。

（3）復合污染指數PI是用多項污染組分的單項污染指數計算出來的，其計算借用了「綜合污染指數」的公式：

供水水文地質計算

式中：PI_i為第i個水樣的復合污染指數；

為第i個水樣的n項污染組分各單項污染指數I_i，j（j＝1，…，n）的算術平均值；I_i-max為第i個水樣的n項污染組分各單項污染指數I_i，j（j＝1，…，n）中的最大值。

單項污染指數I_i，j的計算公式：

供水水文地質計算

式中：C_i，j為第i個水樣中第j項污染組分的實測含量（mg/L）；C_j-0為第j項污染組分的背景值（mg/L）。

對於某項背景值為含量區間的計算公式為：

供水水文地質計算

式中：C_j，m為第j項污染組分背景值含量區間的中值（mg/L）；C_j，max為第j項污染組分背景值含量區間的最大值（mg/L）。

式（8-2-1）中特別突出了污染程度最大項的作用，很大程度上體現了「一票否決」的原則。

（4）按照復合污染指數PI可劃分出四個污染級別：PI≤1未污染區，1＜PI≤2.5輕度污染區，2.5＜PI≤5 中等污染區，PI＞5 嚴重污染區，為了敘述方便，本文依次稱為一、二、三、四級污染區。

⑻ 哪裡可以做地下水污染調查評價

地下水污染是工業發展的產物，很多國家都暴露除了地下水污染問題。為對全回國河流答和地下水質進行長期有效的監測，國家實行了全國水質調查評價計劃，了解水質變化的影響因素及變化過程。做地下水污染調查評價，推薦中科檢測。

⑼ 地面污染物對地下水污染風險經濟學評價

本章主要是針對農田污水灌溉與農業施肥料等面狀污染源、污水溝渠等線狀排放、污水或垃圾處置等點源等對地下水可能造成的污染風險進行評價。這里以北京地下水污染風險評價為例來說明問題。

一、研究區基本情況

北京位於華北平原的西北隅，地理坐標為北緯39°28″～41°05″，東經115°21″～117°30″，屬溫帶大陸性季風氣候。

北京是我們偉大祖國的首都，是全國的政治中心和文化中心，是世界著名的古都和現代國際城市。北京的建設要弘揚民族優秀文化，進一步發展文化、教育、科技、體育事業，建設社會主義精神文明，保護古都傳統特色，創建社會主義中國首都的獨特風貌。

北京是一個擁有1600多萬人口的大都市，經濟和生產力都十分發達。地下水是其重要的供水水源，總可開采量達26.7億方/年。

開展北京地下水污染風險經濟學評價，對該市寶貴的地下水資源保護具有特別重要實際的意義，評價方法對其他地區地下水污染風險評價也具有重要的指導意義。

二、地下水污染的風險識別

1.北京水文地質條件使地下水污染成為可能

1.1 平原區水文地質條件(彩圖8)^{［116、133～140］}

北京平原地區主要由永定河、潮白河、拒馬河、沙河、錯河、溫榆河、泃河等河流沖積洪積作用形成的這一廣大平原地區，因其沉積物鬆散、多孔隙、厚度大，成為地下水蓄存的天然倉儲，在長期的地質作用及水文、氣象因素的影響下，儲存了豐富的地下水，成為北京地區的重要供水來源，北京各地因地下水補給、徑流、排泄條件的差異變化及含水層岩性，埋藏深度的不同，其水文地質條件有較大的差別，由山前至平原大致可分為

(1)山前地帶:即山區至平原的轉折地帶。地形坡度較大，在3%～5%以上，寬度1至數千米不等。含水層主要由坡、洪積作用形成的粘土碎石層組成，透水性差異變化大，地下水位埋深大，一般大於10m。水位變化幅度一般在5m以上，有的地區可達10～20m。地下水接受基岩裂隙和來自山區的供水以及本區降水入滲的補給，主要補給帶是山區溝谷出口的山前洪積地帶，是平原區地下水主要補給區之一。

(2)山前沖、洪積扇頂部地區:大致位於大石河蘇村以北，昆明湖、蓮花池以西，昌平馬池口、羊坊、北安河以西，順義牛欄山以北，平谷以東的平原地區。含水層主要由各河流作用形成的、厚度不等的砂礫卵石組成，導水性良好、滲透系數一般都在:0.116cm/s以上。地下水主要接受地表徑流及本區降水補給，山區地表徑流的15%～20%，本區降水的40%～60%的水量在這一地區入滲，是平原區地下水的主要補給區。

此區由山前至平原，含水層導水性漸差，地下水位埋藏深度漸淺，水位變化幅度和地下水水力坡降漸小，水礦化度漸增為其明顯特徵。河流出口的山前地帶，含水層滲透系數一般可達0.35～0.58cm/s。地下水位埋深大於20m，南口北流村地區甚至可達60～70m以上，水位變化幅度大於3m，水力坡降在2‰～3‰以上;到沖、洪積扇地下水溢出帶附近，含水層漸由多層砂礫石組成，滲透系數減至0.116～0.232cm/s以下，地下水位埋深、變化幅度漸減至1m左右，水力坡降遞減至1‰。

此區的地下水主要消耗於側向徑流和人為開采，因地下水位埋深較大，潛水面蒸發占據很次要的地位。地下水位的升降變化直接反映了地下水補給與消耗量的變化，具有明顯的相似性。

(3)沖、洪積扇地下水溢出帶:位於沖、洪積扇頂部的邊緣地帶，是位置不很固定隨地下水位升降變化而變化的變動帶。豐水年及地下水補給期，水位升高，溢出帶上限向地下水流上方推移;枯水年及地下水消耗期，地下水位下降，溢出帶上限則向地下水流下方後撤;在地下水形成過量開採的永定河沖、洪積扇地區，則因地下水位的區域下降而消失。

此帶的寬度有限，一般僅幾千米，大者不大於10km。含水層在此帶以下，即由一層漸變為多層，滲透性變差。地下水位埋深和變化幅度不大，一般都小於1m，有的地區甚至常年積水。主要接受上游地下水徑流及本區降水入滲的補給，而很快消耗於潛水溢流及潛水面蒸發，不能大量形成對地下水的有效補給，是平原區地下水的主排泄區。地下水的開采主要是靠增加這一地區的有效補給減少其溢出量和潛水面蒸發量來獲取。

(4)沖、洪積平原地區:即房山東南、海淀北部、昌平馬池口、羊坊以東、平谷西部及朝陽、順義、通州、大興廣大平原地區。這一地區含水層由淺部潛水層及深部多層承壓水組成。淺部潛水層，在古河道帶含水層主要為砂層;非古河道帶，主要為黏性土層、或黏性土與下部第一層砂礫石層組成統一含水層，透水性較差。地下水主要接受大氣降水，灌溉回滲水的入滲補給，以垂直循環為主，水平徑流條件差，地下水主要消耗於人為開采、潛水面蒸發，和向深部承壓水層的越流入滲。深部承壓水層、多由數層厚度不等的砂、砂礫石組成。滲透系數一般介於0.0232～0.116cm/s之間，靠近沖、洪積扇頂部地區，可大於0.116cm/s，而在大興、通州南部及延慶中部則可小於0.0232cm/s。在非開采區，有比潛水位較高的壓力水頭，有的甚至可高出地表，主要接受沖、洪積扇頂部側向徑流的補給，局部構造部位，受基岩水頂托的補給，水位變動很小，年變化幅度一般不超過2m。在開采區、除上述補給外，還受上部水層越流入滲的補給、隨著開采強度的增大，承壓水位下降逐漸低於潛水位，導致潛水越流補給，水位變化幅度亦隨之增大，一般都比潛水位變化幅度大，在透水性差的地區，水位年變幅甚至可10m以上。

1.2 平原區環境水文地質概況^{［116、133～149］}

如前所述，北京的自然地理、地質、水文地質條件:山區、山前與平原各地的岩石、構造與地下水動力條件的不同;包氣帶岩性變化及其厚度的分布特徵;化學組分與總鹽量的分布差異等，奠定了北京天然的地下水化學環境，成為人類活動影響下地下水污染的基礎。

北京山區岩溶裂隙水、風化裂隙水、孔隙水，由於地下水徑流排泄條件好，交替強烈，水質優良。

在平原區的頂部，多為潛水，含水層單一，水力坡度大，徑流通暢，水交替強烈，水質良好，但是由於該區是單一的砂卵礫石，顆粒粗，有的甚至裸露或覆蓋層很薄，透水性強，防護性差，使地下水易於遭受人為污染。

在沖洪積平原的中下部，含水層由單層變多層，顆粒變細，富水性變弱，上面為潛水，下面為多層承壓水層。潛水含水層由於顆粒細、水力坡度小、滲透性能差，水平徑流遲滯，以垂直補給、排泄為主。該地帶承壓水層次多，比潛水水質要好，地表覆蓋層較厚，對深層承壓水有一定的保護作用。

本區各河流沿岸，大石河，溫榆河沿岸上段，昌平北部，密雲、懷柔、順義的東部，延慶北部等地，表層黏性土厚度小於2m，岩性為黏砂、砂黏夾卵礫石或砂類土直接裸露地表，地下水自然防護條件差;清河鎮－海淀－金鼎街－衙門口－南苑、大興104農場－西梨園、禮賢－安定、通州史村－關隆庄、通州北運河與潮白河沿岸、順義區漢石橋－北務、密雲韓各庄、楊宋各庄、懷柔城關－西三村等表層黏性土厚度2～5m，地下水自然防護條件差。北京東郊、通州東部、大興東南部、房山長陽、懷柔水庫南部到順義東部、平谷南部等表層黏性土厚度為5～10m，地下水自然防護條件好。北京東南郊、昌平西南部、房山東部、東南部，大興北部、通州南部、順義西部與平谷相鄰的地帶等黏性土厚度大於10m，地下水自然防護條件好。

2.地面存在大量污染源

在北京平原地區大量耕地施用化肥、農葯，並大面積進行污水灌溉;大量生活與生產用污水以溝渠排放或零星點狀排放;同時，調查表明(北京垃圾地調項目)，區內存在近200個簡易或隨意垃圾場，7個垃圾衛生填埋場。這些都構成了北京平原區地下水污染源，對總允許開采量為26.7億方的地下水質量形成了威脅。

3.取水井或構成地表污染源與地下水的連通通道

實地調查發現，北京平原區(包括防護能力很好的A區在內)大量的采水井，已經成為污水、垃圾等污染源進入地下水含水層的通道，並造成地下水居住的污染。

綜上所述，北京平原區地下水污染風險主要因為地面存在大量污染源，而水文地質與環境地質條件、人工開采井等容易讓污染物進入地下水而造成污染。

三、地下水污染的概率評估

地下水污染的概率評估方法，本例採用第八章第二節介紹的方法。即先進行區內地下水污染防護能力分區，然後根據污染防護性能計算地下水污染概率。

1.地下水防護性能分區

1.1 分區參數的確定

垃圾場對地質環境的污染物主要體現在地下水上，而對地下水起決定性防護作用的就是有效阻隔層足額厚度H_z。因此，我們以有效阻隔層足額厚度H_z作為垃圾處置場地質環境分區的主要因素。

1.2 分區參數標準的確定

垃圾滲濾液中的污染成分是十分復雜的，概括起來分有機污染物和無機污染物兩類。根據現有國內外對垃圾場滲濾液中污染物的生物化學性質、污染物在地層中遷移轉化、黏性土對垃圾污染物的凈化和阻隔能力的研究結果^{［108、117、213］}，確定地質環境條件分區參數標准確定見表9－1－1:

依據表9－1－1中的標准，我們把北京市平原區未來垃圾處置規劃區分為地質條件理想的地區、地質條件較好的地區、地質條件基本合格的地區和不宜填埋垃圾的地區四類。

表9－1－1 地質環境條件分區參數標准^［116］

1.3 地質環境條件分區結果

根據北京市平原區大量的地質、水文地質、工程地質等方面的鑽孔資料及我們調查數據，應用上述分區標准，對北京市平原區進行分區，得到如彩圖9所示的分區結果。

2.地下水污染概率計算

根據上表9－1－1中的黏性土(含砂質粘土、粉質粘土、粘土、膠泥土)厚度(包括累計厚度)在區內的分布情況，利用式(8－2－11)進行污染危險概率計算，得到研究區地下水污染危險概率分布如彩圖10所示。

四、地下水污染的風險評估

1.地下水污染造成的損失計算

地下水污染造成的危害包括地下水功能喪失、危害人類身心健康、影響植物生長、破壞生態環境等。理論上，在計算其風險時應包括所有這些危害，包括所有直接經濟損失和間接經濟損失;但由於實際上要量化計算所有的損失是不可能的。在本例中，由於資料數據的缺少，即使是計算地下水污染後功能價值的損失都困難。考慮到本例以評價地表所有面狀、線狀和點狀污染源對地下水的污染風險為目的，地下水污染造成的損失，在更詳細參數求不到的情況下，以地表污染源可能造成的單位面積(km²)地下水資源污染量來代表地下水污染損失。

對研究區水文地質資料和近期研究成果分析，包括對地下水含水層結構、性質、厚度及地下水位動態和地下水潛力調查結果等綜合研究，概算出研究區每平方千米地下水儲量的分布狀況如彩圖11所示。

2.地下水污染造成的風險評估

根據計算方法:風險=危險概率×損失，計算出評價區個小區內污染單位面積(km²)的地下水量，並以0～20萬m³/km²、20萬～100萬m³/km²、100萬～220萬m³/km²、220萬～400萬m³/km²為界限，分4個等級，綜合繪製成「北京地下水污染風險等級分布圖」(彩圖12)。彩圖12即是評價區地下水污染風險評價結果圖。

五、地下水污染的風險評判

(1)含水層上部隔水黏性土越厚，污染危險性概率越小;反之亦然。從評價區地下水污染危險性概率分布情況(彩圖10)來看，評價區東邊比西邊污染可能性小，污染概率具體分布情況見彩圖10。但地下水污染風險大小除污染危險性概率外，還受到地下水儲量大小控制:地下水儲量越大，風險越大;反之亦然。地下水儲量具體分布情況見彩圖11。

(2)風險評價結果表明，即使是含水層上部隔水黏性土很厚、防護性能很好的A₁、A₂、A₃區(彩圖9)，地下水也有被污染的可能，污染相對概率小於5%。風險一般為0～20萬m³/km²(彩圖12)。其污染風險主要來源於連通了地下水含水系統的人工開采井。

(3)B₁、B₂(彩圖9)是污染防護性能僅次於A₁、A₂、A₃區的區域(彩圖9)，地下水污染的相對概率為5%～55%，大部分區域的地下水污染風險為20萬～200萬m³/km²(彩圖12)。污染風險主要原因為含水系統上部黏性土比較薄及連通了地下水的人工開采井。

(4)污染風險最大的區域主要分布在清河、大紅門、西紅門一線以西，巨山村、高立庄一線以東，清河以南、大興城以北(彩圖12)，這一區域地下水污染的相對概率為55%～95%(彩圖10)，地下水污染風險為220萬～400萬m³/km²(彩圖12)。主要原因是本區域地下水之上的阻隔性黏性土薄，防護能力弱，且這一帶為北京地下水主要水源地，地下水儲量大而豐富，富水性高。

(5)在巨山村、高立庄一線以西，大寧水庫、北廟連線以東等區域，地下水污染的相對概率為大於95%，地下水污染風險為100萬～220萬m³/km²(彩圖12)。盡管污染概率比上述「3」所述區域大(大於95%)，但由於地下水儲量比較小，風險比這一區域小(彩圖12)。風險原因主要是本區域地下水之上的阻隔性黏性土薄，防護能力弱，且部分為地下水水源地。

(6)在評價區的最西部，盡管絕大部分基岩裸露，黏性土阻隔層極薄，地下水污染的相對概率大於95%(彩圖12)，但由於本區地下水儲量極小，因而風險和地下水儲量大、黏性土阻隔層極厚的地區一樣小，在1萬～20萬m³/km²之間(彩圖10～彩圖12)。

六、地下水污染的風險控制

北京是個水資源極度匱乏的城市，地下水是其主要供水水源，地下水進一步污染將導致水資源更加短缺，水資源的供需矛盾會更加尖銳。為使北京實現可持續發展，必須採取措施降低或控制其地下水水資源的污染。可選擇的措施如下:

(1)按標准和規范建立垃圾衛生填埋場或焚燒場，將現在排放的城市垃圾進行填埋或焚燒等無害化處置;對堆放在風險大(大於20萬m³/km²)地區的固體廢物，尤其是風險大於100萬m³/km²的區域的「三廢」要堅決清除掉，將搬運到衛生填埋場進行處置。

(2)清理或治理現有(尤其是污染概率大於55%區域)排污河道或溝渠，並不向其中再排放污水;杜絕任何單位和個人亂排污水。從根本上去掉地下水污染源。

(3)停止在污染概率大於55%區域進行污水灌溉，並改變農田施用肥料。

⑽ 地下水污染健康風險評價

12.6.2.1 評估方法

本文採用韓冰和何江濤等提出的計算公式，但是在此對四氯化碳的自然衰減作用未考慮在內，僅考慮了經處理後四氯化碳的殘留比TF。飲水途徑的單位體重日均暴露劑量CDI可按式(12.11)、(12.12)、(12.13)、(12.14)進行計算:

CDI_水=TCR_e+TCR_b (12.11)

式中:CDI_水為飲用水途徑的日均暴露量，mg/(kg·d);TCR_e為飲水途徑的日均暴露量，mg/(kg·d);TCR_b為洗漱皮膚接觸途徑的日均暴露量，mg/(kg·d)。

飲水途徑暴露計算:

變環境條件下的水資源保護與可持續利用研究

式中各項因子意義見表12.39。

皮膚接觸途徑暴露計算:

變環境條件下的水資源保護與可持續利用研究

式中各項因子意義見表12.39。

變環境條件下的水資源保護與可持續利用研究

式中各項因子意義見表12.38。

表12.38 地下水污染健康風險評價模型參數表

暴露周期指特定土地利用方式下人體可能暴露於土壤特徵污染物的時間。參考美國和加拿大國家環境保護部門制定的相關參考標注值，定義居住用地方式下的暴露周期為70a;暴露頻率指一年內人體暴露於土壤特徵污染物的天數，定義工業和居住用地方式下的暴露頻率為365d/a;對於工業和居住用地方式，應保證終生(70a)暴露於土壤特徵污染物無顯著健康風險。考慮到兒童和成人行為模式的不同，可能導致對污染土壤的不同暴露情況，故分別計算兒童暴露周期(1～6a)和成人暴露周期(7～70a)內的暴露量。兒童和成人的每日土壤口腔攝入量參照了美國環保總署及有關州的默認數值(USEPA， 1996;NMED，2004)。由於人體暴露於土壤特徵污染物的致癌效應為終生累加效應，故將一定暴露周期內的暴露劑量在壽命期內進行平均，定義平均壽命時間為70a(25550 d)。根據國內已有的研究和數據資料，我國0～6歲兒童的平均體重為13.6kg，平均身高為93cm;成人的平均體重為60kg，平均身高為163cm。

12.6.2.2 評估因子

本次工作地下水污染風險評價因子的選取，參考《污染場地風險評估技術導則》(報批稿)中附錄A污染場地風險評估的啟動值中規定並在本次工作有檢出的因子，分別為甲基叔丁基醚、苯、甲苯、乙苯、間對二甲苯、鄰二甲苯、萘、苊、芴、菲、蒽、熒蒽、芘和苊烯共計14項。

12.6.2.3 評估結果分析

將關鍵參數值輸入mmSOILS模型中，計算得到場地的地下水污染的健康風險值(表12.39、表12.40)。

表12.39 調查區深層地下水污染健康風險評估結果表

表12.40 調查區淺層地下水污染健康風險評估結果表

(1)地下水污染風險評估結果分析

由上表可知，調查區不同監測點地下水對該地區產生的健康總風險值在0～3.17×10^-4之間，大於美國環境保護署人體健康風險建議值10^-6，也大於美國環境保護署對污染場地修復時認為所能承受風險水平10^-4的上限。因此，調查區內部分區域的地下水需立即開展地下水環境修復治理工作。

同時深入分析可知，調查區深層地下水對該地區產生的健康總風險值在0～1.03×10^-7之間，小於美國環境保護署人體健康風險建議值10^-6。因此，調查區內深層地下水無須開展地下水環境修復治理工作。

調查區淺層地下水對該地區產生的健康總風險值在8.21×10^-10～3.17×10^-4之間。其中大於美國環境保護署人體健康風險建議值(10^-6)的點位為QS-1和QS-2點，其全部位於加油站站區內。另外大於美國環境保護署對污染場地修復時認為所能承受風險水平10^-4的上限的點位為QS-3點，也位於加油站站區內。加油站場地以外各點均小於美國環境保護署人體健康風險建議值(10^-6)。綜上所述，調查區內的加油站站區內的淺層地下水亟待開展地下水環境修復治理工作。

(2)地下水污染風險特徵分析

綜合分析加油站場地內3個監測點所取的5個水樣的地下水污染風險評估結果(圖12.55～圖12.59)，可知加油站廠區內地下水污染風險可分為兩種特徵:

圖12.55 加油站QS-1監測孔地下水污染風險結構餅圖(SYQS-010水樣)

圖12.56 加油站QS-2監測孔地下水污染風險結構餅圖(SYQS-009水樣)

第一種為以QS-1和QS-2點為代表，其主要污染風險特徵便現在，地下水的污染風險主要表現在甲基叔丁基醚(污染風險占標率為25.2%～48.6%)和苯系物(污染風險占標率為51.4%～74.8%)，其多環芳烴類的污染風險為零。

第二種為以QS-3點為代表，其主要污染風險特徵便現在，地下水的污染風險主要表現在甲基叔丁基醚(污染風險占標率為37.6%～42.9%)、苯系物(污染風險占標率為12.4%～24.5%)和多環芳烴類(污染風險占標率為37.9%～44.7%)的污染風險為主。

圖12.57 加油站QS-2監測孔地下水污染風險結構餅圖(SYQS-019水樣)

圖12.58 加油站QS-3監測孔地下水污染風險結構餅圖(SYQS-008水樣)

圖12.59 加油站QS-3監測孔地下水污染風險結構餅圖(SYQS-018水樣)