污染物运移

Ⅰ 地下水污染物及主要的化学过程

1.铁污染

煤矿地区地下水中的Fe一般是由于在开采过程中，煤中黄铁矿被氧化成₄溶于水，最终被氧化成Fe³⁺或是Fe²⁺和Fe³⁺共存的结果(白国良等，2006)。涉及主要反应是:

典型煤矿地下水运动及污染数值模拟:Feflow及Modflow应用

实际上在多数矿井，尤其是在还在进行开采作业的深井中，反应(1)的进行并不完全，这主要是因为黄铁矿的氧化主要发生在含水不饱和带中的缺水地区，在这一区域中没有足够的水量来对含铁矿物进行溶解和运移(董少杰等，2006)。因此在这一区域中，黄铁矿极易形成亚铁和铁离子的结晶水合物。例如，水绿矾晶体(Fe₂(SO₄)₃·H₂O)、针绿矾晶体(Fe₂(SO₄)₃·9H₂O)、叶绿矾晶体(Fe⁽²⁺⁾Fe⁽³⁺⁾(SO₄)₆(OH)₂·20H₂O)、水亚铁矾等，以及各种黄钾铁矾类晶体。这些矿物可以统称为酸成盐(AGS-AcidGeneratingSalt)类，这些矿物晶体多呈现白色或者黄色(张健俐，2001)。以生成水亚铁矾为例，在矿井中反应如下:

典型煤矿地下水运动及污染数值模拟:Feflow及Modflow应用

反应(2)与反应(1)中每摩尔黄铁矿反应产生4摩尔(H⁺)相比，每摩尔黄铁矿只能产生0.7摩尔(H⁺)。由此可以看出，反应(2)产酸能力低于反应(1)。但是，应该引起注意的是这些盐类一旦在有充足水量的环境下，将会充分快速的溶解(孙越英等，2006)，将大量铁离子(Fe³⁺)和亚铁离子(Fe²⁺)释放进水中，而其中的亚铁离子(Fe²⁺)最终将被氧化成三价铁离子(Fe³⁺)。最终在水中发生反应如下(何杉，1999):

典型煤矿地下水运动及污染数值模拟:Feflow及Modflow应用

由以上反应式可以看出，在整个过程中将会释放大量氢离子(H⁺)。因此，由于酸成盐能够在开采过程中储存大量的酸性离子，在采空区被地下水淹没以后将会有大量酸成盐(AGS)被溶解。这将会导致采空区及周边地区地下水中铁离子(Fe³⁺)及亚铁离子(Fe²⁺)浓度及数量上升，同时pH值下降，造成地下水污染，也可以称为“地球化学损伤”(Paul L，2000)。通过观测井数据显示，在新峰一矿矿井周边，Fe离子浓度最大值为0.65mg/L，最小浓度值为0.001mg/L。

2.硫酸盐污染和总硬度污染

新峰一矿地区硫酸盐污染的主要成因与铁污染成因相似，均是由于黄铁矿在开采过程中被氧化，形成硫酸盐，最后在采空区被地下水淹没的情况下溶解，进入地下水中，从而造成污染。硫酸盐浓度升高的另一个后果就是使得地下水的总硬度值增大，主要涉及反应是:

CaSO₄→Ca²⁺+SO^2－₄

硫酸盐引起的硬度是非碳酸盐硬度，在水煮沸后仍然是无法除去的，因此由此引起的总硬度上升是相对难以消除的。

3.其他污染

煤矿在开采过程中除了造成上述地下水污染以外，还会由于矿区生活和其他工业设施污水排放，使地下水中含有化学耗氧量、油类，以及挥发性酚类污染物(孟祥琴等，2006)。目前新峰一矿观测孔水样数据中并未出现此类污染物。

Ⅱ 重金属污染物在土壤环境系统中传输运移的机理

有的话就贴出来吧

Ⅲ 地下水动力作用对污染物迁移的影响

如果说上面关于物理、化学、生物效应的讨论主要是围绕污染物是否容易迁移的问题展开的。本段落则侧重于讨论污染物是如何迁移的，或者说不同水动力形式对迁移的影响。进入地下水的污染组分，随水流运动可由两种水动力方式控制，这就是对流迁移、机械弥散迁移两种形式。

(一)水动力作用的两种形式

1.对流迁移

当含水层中的地下水存在压力差时，就会产生水的流动，由压力高的地方向压力低的地方流动，这种现象称对流。污染物以地下水为载体，随水流一并运动的过程就是对流迁移。研究表明，污染物的移动是质点的运动，其移动速度相当于地下水动力学所讲的实际流速(u)，而不是渗透流速(v)。前者是指由岩土空隙组成的通道中水流的真实流速，后者是指由空隙和不透水介质共同组成的某一断面与其水流通量的比值，可由下式计算得出

环境地质学

式中:Q为通过过水断面的流量;W为过水断面的面积;K为含水介质的渗透系数;I为过水断面上、下断面的水力梯度。

由上式可以看出，渗透流速是个面积平均的概念，又称平均渗透流速。由于渗透介质孔隙通道蜿蜒曲折，呈网络状，很难测度各质点的真实流程和速度，所以实际流速往往用平均渗透流速换算而得，即平均实际流速u。

环境地质学

式中:n为介质的孔隙度;u为平均实际流速;其他符号同上式。

当污染物在水压力差作用下以平均实际流速迁移时，就是对流迁移。

如果仔细考察会发现，污染物从某一位置到达另一位置，各质点所走的路径以及运动的速度是不完全相同的，即使同时出发的不同质点，到达终点所需时间也有长短之分。正因如此，以平均实际流速确定的污染物锋面位置往往与实际观察结果有较大偏差，为此，必须考虑另外一种水动力现象，即机械弥散。

2.机械弥散迁移

在恒温条件下，多孔介质中流体在微观尺度上实际流速不均匀，方向不一致，而引起的溶质运移的时间不同步、分布范围不断扩大的现象称为机械弥散。机械弥散产生的原因主要是含水层介质孔隙、裂隙分布的不均匀，几何形状和大小不同，溶质沿着曲折的通道运动时，阻力大小也不一致，于是，在同一断面上，有的孔洞实际流速快，有的流速慢，运动方向也不一致。随着流程的增大，就会呈现出较大尺度的分散现象。机械弥散效应的大小可用机械弥散系数表征，即:

D_h=λv

式中:D_h为多孔介质的机械弥散能力;v为地下水的平均渗透流速;λ为多孔介质平均粒径及其不均匀特征。机械弥散系数有纵向弥散系数D_hx和横向弥散系数D_hy，前者是沿水流方向的弥散;后者是垂直水流方向的弥散作用。室内试验表明，纵向弥散比横向弥散一般要大5～20倍。

(二)分子扩散的物理作用

造成污染物随地下水流呈不断扩大分布范围的另一种普遍存在的，不同于水动力学的物理作用就是分子扩散。所谓分子扩散是指，静止水体中溶质在溶液浓度梯度的支配下，从高浓度处向低浓度处的运移现象。它可以发生在静水环境中，也可以出现在动水中，既可以沿水流运动方向出现，也可垂直水流方向发生。分子扩散与分子、离子及质子的热运动有关，溶液中溶质的分子扩散速度服从费克(Fick)定律:

环境地质学

式中:q_x、q_y分别为溶质在x、y方向的分子扩散速度;C为溶液溶质浓度;əC/əx、əC/əy分别为沿x、y方向溶质的浓度梯度;D₀为溶液中溶质的分子扩散系数。

(三)污染水锋面的移动

1.污染水锋面

由于机械弥散和分子扩散作用，污染物在地下水中迁移时，污染水与天然水之间往往不存在一个清晰的界面，而是一个水质相互混合的过渡带。若用污染物相对浓度C来表示，即:

环境地质学

式中: 表示相对浓度;C为地下水流场中某点污染物浓度(扣除本底值后的浓度);C₀为污水中污染物的浓度(不计本底值)。由图8-2可以看出，污染水占据的区域 ，未被污染的天然水区域 ，在两个区域之间存在一个 的地带，这个地带就是过渡带。过渡带与天然水区域的大致界面，即 趋于0的位置，就是污染水的锋面。

图8-2 染水锋面及过渡带示意图

图8-3 同流动条件下锋面的形态

2.锋面的形状

污染水进入含水层后，锋面的形状如图8-3所示。

在连续垂直渗透的条件下，如果渗透介质是均质的，锋面呈舌状，并在水动力的驱动下缓缓下移(图8-3a)。如果含水层是倾斜的，锋面会拉长变形成楔状。倾斜的角度(倾角)越小，楔状体的长度就越大(图8-3b)。锋面形状之所以会发生变化，除与水动力条件的改变有关外，另一重要原因是污染水和天然水存在着密度差。楔状体的具体形状可分为两种情况:①污染水的密度ρ₁小于天然水的密度ρ₂时，楔状体的前端位于含水层的上部，并收敛于含水层的顶板;楔状体的后端位于含水层的底部，与含水层的底板相交(图8-3c);②污染水的密度ρ₁大于天然水的密度ρ₂时，情况恰恰相反，楔状体的前端位于含水层的底部，后端位于含水层的顶部(图8-3d)。通俗地讲，上面两种情形出现的原因就是重的液体有下沉的倾向，轻的液体会浮在上面。

在地下水系统中，由于含水介质粒度的分布十分不均匀，岩相变化也较复杂，往往很难见到上述理想的锋面形状，大多为参差不齐的复杂曲面。渗透性良好、地下径流较强的含水层，锋面的位置会更靠前，相对弱的含水层锋面位置会靠后，从而呈现犬牙交错的格局，但在总体上仍可保持楔状体的大体轮廓(图8-4)。

3.锋面的移动

污染地下水锋面所处位置是圈定污染范围的依据，在地下水水动力作用的驱动下，锋面随时间不断移动，地下水的污染范围也不断扩大。查明锋面所处位置，认识其移动的规律，是地下水污染评价、预测的主要基础性工作。

污染水在含水层中移动的过程，可用图8-5来说明。从图中可以看出，当地表污染源中的污染物经过降水淋溶入渗，进入潜水面，在t₁时段，锋面可保持在两个流(线)面之间，污染区的范围也较小。到t₂时段锋面的大部分仍限于两个流面之间，只有一小部分超出流面位置，前锋移动的距离要大于前一时段。此后各时段(t₃，t₄…)锋面位移的距离会逐渐增大。其中的缘由，可用下述的物理过程予以分析(图8-6)。

图8-4 层含水层中污染水锋面形状(污染水密度ρ₁小于天然水密度ρ₂，粗线表示锋面位置)

图8-5 染水锋面的移动

图8-6 面移动中的对流迁移、机械弥散、分子扩散作用

图8-7 续入渗污染形成的污染区扩大

假定含水层渗透介质是均质的，地下水的水力梯度不发生改变，地下水的实际平均流速大致可视为常量。在对流迁移作用下，t₃时段末的锋面到t₄时刻末时应移动到图中实线箭头所示位置。然而，在t₃到t₄时间过程中由于机械弥散和分子扩散作用的影响，锋面真实的位置会比仅考虑对流迁移所达到的位置更远，而且t₄时段的过渡带宽度要大于t₃时段，污染水体的侧边缘也会向四周扩大，突破流线(面)的限制。除此之外，由于流线方向的变化，近地表处以垂直渗透为主，逐渐变为近水平渗透，锋面也发生变形，图中所示的是污染水密度小于天然水密度时的变形情形，即锋面最前端前伸，后端退后。

根据上述道理，不难理解如果污染水的入渗是长时间的连续过程，污染水锋面的移动速度会越来越快(因不断叠加机械弥散、分子扩散效应);过渡带的宽度也会越来越大，前半部的浓度值会越来越小;污染水体的侧边缘也会超出流线(面)的限制，而向两侧发展;锋面的形状则由入渗端的舌状逐渐拉长呈楔状;污染区的平面投影呈现出如图8-7所示的形状。

Ⅳ 垃圾污染物在地下含水层中迁移模拟实验研究

一、模拟试验研究的目的

大量的调查评价结果表明，许多城市垃圾多数堆放或填埋于地下资源补给区、城市周围的其他近郊区的旧河道及其两岸、荒地、巨大的采石（砂、土）坑中，在垃圾场地底部均未采取任何防渗措施，垃圾直接堆放在含水层之上或直接与地下含水层相连，垃圾分解后产生的淋滤液与外来水分（包括大气降水、地表水、地下水入渗）所形成的内流水，污染了深层或浅层地下水，成为城市特别是平原地区城市地下含水层的主要污染源之一。

那么，垃圾污染物在各种含水层结构的深层或浅层地下水的运移速度有多大？污染影响范围有多大？这是污染物在地下含水层中迁移模拟试验研究的目的。

根据我们对许多城市垃圾场对地下水污染的调查，发现北京垃圾场对地下水的污染在含水层类型方面十分具有代表性。北京垃圾场主要对下列三种类型的含水层产生污染。一种为以北京市平原区沙子营垃圾场为代表的以砂为主的含水层；第二种以清河营垃圾场为代表的北京市平原区旧（古）河道砂夹砂砾石层结构的含水层系统；第三种以北京市北天堂垃圾场为代表平原区地下水的补给区永定河冲洪积扇顶部砂卵砾石含水层系统。选择这三种类型的含水层结构系统研究垃圾淋滤液污染组分在含水层中的迁移，具有十分重要的理论研究意义和实际应用价值。

由于地下水的污染受许多因素影响，而现阶段的工作无法区分垃圾对地下水污染的影响程度，因此，选用地下水水质模型来预测垃圾淋滤液在含水层中的分布。由于所依托项目任务书要求、调查年限、经费等的限制，我们在野外选择了沙子营垃圾场、清河营垃圾场作了弥散试验，并选择理想条件下污染物迁移方程的解析解，来对垃圾污染物在地下含水层中迁移进行试验与模拟研究，这是在目前条件下最有效的方法。

下面是试验模拟研究的过程及讨论。

二、弥散试验及数据处理

（一）沙子营垃圾场弥散试验过程与结果

弥散试验场位于垃圾填埋场西南角，距其约20m处。地层岩性上部为0.6m厚的砂质粘土，中部为0.5m厚的中细砂，下部则为2m厚的中粗砂，地下水位埋深约0.7m，为潜水含水层，含水层岩性主要为中粗砂，厚度2.4m。

试验前施工了示踪剂投放孔（主孔）和观测孔，主孔孔深为3.60m，观1、观2、观3和观4孔深分别为3.60m、3.60m、3.60m和3.61m，四个观测孔距注入孔的距离分别为2.28m、2.1m、1.85m和1.83m，方位分别为25°、340°、290°和210°（图7-6）。

图7-6 垃圾场弥散试验孔位平面图

通过实测试验场地地下水流向为323°，地下水化学类型为HCO₃-Ca·Mg型，Cl^-的浓度为158.7mg/L。试验时间为2000年9～10月份，试验时周围农田没有实施灌溉，避免了地下水流场受人为因素的干扰，示踪剂选用NaCl。试验时对观测孔和投放孔进行了定时、定深取样、现场分析化验，在观2和观3孔得到了较为满意的观测结果（见图7-7）。

利用观测资料，采用下面的方法计算弥散系数。根据示踪剂瞬时投放的数学模型：

图7-7 沙子营弥散试验观测结果及曲线匹配图

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

式中：c为投入示踪剂引起地下水浓度变化值（mg/L）;v为地下水实际流速（m/d）;n为含水层有效孔隙度；m为注入示踪剂质量（mg）;D_T、D_L为纵、横向弥散系数（m²/d）。

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

忽略分子扩散，并设D_L＝α_L·v、D_T＝α_T·v，则（1）式的解为：

设

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

则：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

式中：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

利用式（7-12）～（7-14）可计算出不同a值情况下的c_R随t_R的变化值，从而可绘出c_R-_R曲线簇，即得标准量板曲线。

根据（5）式变换整理得：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

综合上述，如两观测孔至少有一个不在流向上时，把所得的实测曲线与标准曲线进行匹配，可得出相应的a值，应用（7-15）式即可求出纵向弥散度α_T和横向弥散度α_L。

经计算得，α_L＝0.072m；α_T=0.0091m。

（二）清河营垃圾场弥散试验过程与结果

弥散试验场位于垃圾填埋场南侧，距垃圾场约50m。地层岩性上部为0.4m的粉质粘土。中部为0.6m的细砂夹卵石，之下有一0.5m厚的砂质粘土，最下部为1.2m的中粗砂夹卵石，地下水位埋深约0.77m，为潜水含水层，含水层岩性主要为中粗砂夹卵石，厚度约2.2。

试验前施工了示踪剂投放孔（主孔）和观测孔，主孔孔深为3.6m，观1、观2和观3孔深分别为3.60m、3.52m和3.63m，三个观测孔与注入孔的距离分别为2.81m、3.66m和3.00m，分别位于主孔的90°、135°和177°（图7-8）。

图7-8 清河营垃圾场弥散试验孔位平面图

试验前，实测试验场地地下水流向为105°，Cl^-的浓度为112.06mg/L。弥散试验完成时间在2000年10月份完成。示踪剂选用NaCl。试验时对观测孔及投放孔进行了定时、定深取样、现场分析化验，在观1和观2孔得到了较为满意的观测结果（图7-9）。

经计算，清河营垃圾填埋场地的纵向弥散度α_L=0.0594m，横向弥散度α_T=0.000456m。

（三）地下水实际流速的计算

地下水实际流速可根据注入孔的浓度衰减值用下式（7-16）求得：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

式中：d为注入孔直径（m）; n为有效孔隙度；α为综合影响因子，一般取0.5～2.0；Δt为自投入示踪剂后的时间（d）; C₀为浓度本底值（mg/L）; C₁为投入示踪剂后注入孔浓度（mg/L）; C₂为Δ_t时间后注入孔浓度（mg/L）。

图7-9 清河营弥散试验观测结果及曲线匹配图

两个弥散试验的注入孔直径均为0.3m，在此，将含水层的给水度视为有效孔隙度。根据以往研究成果，沙子营和清河营两地含水层的给水度分别取0.16和0.27；根据试验时的实测资料，浓度本底值分别为174.41mg/L和107.35mg/L，取a=0.87（以往研究的经验值），注入孔投入NaCl后，其中Cl^-浓度衰减过程见表7-10，利用（10）式计算的实际流速也列于表中，据此求得的地下水实际流速分别为：沙子营v=（0.22+0.222+0.174）/3=0.205m/d；清河营v=（0.217+0.309+0.388）/3=0.305m/d。

表7-10 注入孔Cl^-浓度变化和地下水流速

三、沙子营垃圾场污染物在含水层中的迁移

（一）沙子营垃圾场特征及含水层结构

位于朝阳区沙子营南1100m，西距黄港乡公路南北向约300m，场地南北长约250m，东西宽约150m，垃圾约4m厚，场地北部为水塘，西南方向是围墙，东侧为一条形植树护路带，场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，调查时已将坑堆满，停止堆放。

该垃圾场地位于冲洪积扇下部平原区，含水层岩性为交错分布的砂层，层次多，颗粒细，渗透性差，此区地下水主要接受大气降水，灌溉回归水等入渗补给，以垂直循环为主，水平迳流条件和富水性均差。图7-10给出沙子营垃圾堆放场地层结构示意图。

据以往调查资料，北京市潜水水化学组分氯化物的背景值范围为4.3～69.1mg/L。

图7-10 沙子营垃圾堆放场与地层结构关系图

（二）垃圾淋滤液在含水层中分布范围的计算

1.方法概述

由于该区的水交替是以垂直循环为主，但受区域水循环控制，还存在一定的区域水平方向的地下水流动，将其假设为一维稳定均匀流场中的溶质迁移问题。并作如下假设：

（1）含水层是由均匀多孔介质组成的潜水层；

（2）潜水层在平面上无限延伸、厚度不变，地下水沿正x方向的平面均匀流动、实际渗透流速v稳定不变；

（3）排入潜水层的废水量与区域地下水流量相比可被忽略；

（4）在污染物进入含水层前，整个含水层范围内的污染物浓度为零；

（5）降雨通过垃圾体入渗形成的淋滤液假设为连续的，淋滤液进入潜水层是通过整个含水层厚度完成的，并且在垂向上迅速混合。

（6）将垃圾体假设为一点污染源，且在注入点以速率Q连续向含水层中注入污染物浓度为C₀的水流。

取垃圾开始堆放处为坐标原点，无限平面为x Oy平面，则上述问题可用下面的数学模型来描述：

式中：C为污染物在地下水中的浓度，M/L³；

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

式中：D_k和D_T分别为纵向弥散系数和横向弥散系数，L²/T; v为地下水的实际渗透流速，L/T；λ为污染物质的衰减系数，T^-1; R_d为迟滞因子，无量纲；m为单位体积潜水层内污染物的质量进入速率，M/L³T; n为有效孔隙度，无量纲；Q为单位潜水层厚度上的流体体积进入流率，L³/TL; C₀为排入含水层中垃圾淋滤液中的污染物浓度，M/L³；δ（x,y）为Darac变数增量函数。

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

上述数学模型的解析解，Wilson和Miller（1978）已经给出，即式中的W（u,r/B）为汉克尔的越流井函数。对于我们的问题在已给出的汉克尔井函数中很难找到所需要的值，采用如下近似公式对该井函数进行计算。即

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

式中：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

当0≤y≤3时：余误差函数

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

其中的a₁,a₂，…，a₆为常数。

而当y>3时：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

当y<0时，用上述二公式和下述关系式来计算：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

2.指示因子的选择

为了确定污染晕存在的最大范围，选择在地下水中保持相对稳定的，随地下水迁移过程中化学变化小，含水介质对其吸附、解吸作用弱，很少发生离子交换吸附作用的Cl^-进行研究。因此，上述公式中的迟滞因子R_d为1，衰减系数λ为零。

3.参数

（1）垃圾淋滤液的水量。填埋场在采取防渗与场外防洪等阻水措施的条件下，其垃圾淋滤液的日产量可用下式计算：

q=C·I·A·10^-3

式中：q为垃圾淋滤液量（m³/d）;I为降雨强度（mm）; A为垃圾场集雨面积（m²）; C为渗出系数，0.3-0.8，一般取0.5。

计算时，将垃圾场集雨面积处理为随堆放时间的延长而以一均匀速度增加。据调查资料，取垃圾场集雨面积的增加速率为34.25m²/d。降雨强度取北京市22年每月的平均降雨量，考虑含水层的厚度，表7-11为计算的单位潜水层厚度上的流体体积进入流率。

表7-11 计算时间内垃圾淋滤液进入含水层中的量

（2）淋滤液中污染物Cl^-的浓度。表7-12为采集淋滤液的时间和淋滤液中Cl^-浓度。选用四次采集样品的平均值1688.21mg/L作为C₀，而且在计算时间内其值不变。

表7-12 垃圾淋滤液中污染物含量

（3）淋滤液进入地下水时间的估算。根据我们沿地下水流动方向上布设的观测井的观测资料（图7-11），与垃圾已经堆放的时间综合分析认为：垃圾淋滤液到达地下水的时间为两年。

图7-11 距垃圾场不同距离处地下水中Cl^-浓度

所需的其他参数前面都已经给出。

4.计算结果与讨论

利用（7-21）式，按三个月的时间递增，计算出xOy平面上地下水中Cl^-的浓度分布范围如图7-12所示。污染晕在含水层中的分布以沿地下水流动方向为主，在垂直地下水流方向上仅以弥散带的形式存在，其最大宽度在计算的一个水文年内为5m，而在地下水流方向上，溶质在对流和弥散的影响下，其最大值为86.25m，是垂向弥散带的17倍。随着距注入点距离的增大，地下水流方向上的弥散带宽度与对流带相比越来越小（表7-13），因此，随着垃圾堆放时间的延长，可忽略不计由弥散引起的污染，而用纯对流引起的水质变化来预测垃圾淋滤液在地下水中的分布范围。

图7-12 沙子营垃圾场堆放后淋滤液在含水层中不同时间的分布范围

表7-13 沙子营垃圾场弥散带占对流带的比例

上述计算是在理想化的条件下进行的。在实际应用时需对其进行校正。一方面应考虑将垃圾体作为点污染源带来的误差，另一方面，还应考虑含水层中已经存在的污染物对输入污染物运移的阻碍作用。在我们所研究的地区，区域地下水中的Cl^-只有4.3～69.1mg/L，可不考虑其对输入污染物运移的影响。将垃圾体作为点污染源带来的误差，校正时可考虑在上述计算结果的基础上，叠加垃圾体的分布范围作为淋滤液在地下水中的最大影响范围，即垃圾淋滤液在含水层中的分布范围应从垃圾堆放体边缘开始，沿地下水流动方向，在一个水文年内最远能达86.25m。

在北京地区像沙子营这样的浅层地下水含水层（又叫上层滞水）分布比较广泛。在这样的含水层中，一个水文年能迁移86.25m，是穿透力强，生物降解作用弱，基本不与其他物质发生生物化学反应的Cl^-离子的速度，代表了水中污染物的最大迁移速度。实际上，含水介质中的垃圾污染物的迁移速度要比其小的多。

四、清河营垃圾场污染物在含水层中的迁移

该场地位于朝阳区清河营村北500m，是生活垃圾与建筑垃圾混合堆放，面积约300×150m²，呈长方形。场地西南角为堆填垃圾未满剩余水坑，水坑中水呈暗粉红色，不透明（混浊），堆填垃圾顶面高出水面约2.0m，调查时堆放一年，并已停止堆放。场地除北面外，其余都是耕地。

该场地位于冲洪积扇下部平原区，含水层岩性不均一，由多层砂砾石及少数砂层组成。图7-13为清河营垃圾堆放场地层结构示意图。

图7-13 清河营垃圾堆放场与地层结构关系图

（二）垃圾淋滤液在含水层中分布范围的计算

所用的方法与第二节相同，下面给出计算时所需的参数。

1.参数

根据调查结果，取垃圾场集雨面积的增加速率为41m²/d。表7-14为计算的单位潜水层厚度上的流体体积进入流量。

淋滤液中污染物Cl^-的浓度取实测值367.6mg/L（2000年4月20日样品）。

表7-14 计算时间内垃圾淋滤液进入含水层中的量

2.计算结果

利用前面（7-21）式，计算出xOy平面上不同时期内地下水中Cl^-的浓度分布范围如图7-14所示。同样，污染晕在含水层中的分布仍以沿地下水流动方向为：

图7-14 清河营垃圾场的淋滤液在含水层中不同时间的分布范围

在垂直地下水流方向上仅以弥散带的形式存在，其最大宽度在计算的八个月时仅1.33m，而在地下水流方向上，污染质在对流和弥散的影响下，八个月时达83.5m，迁移速度是125.30m/a，是垂向弥散带的63倍。随着距注入点距离的增大，地下水流方向上的弥散带宽度与对流带相比越来越小（表7-15），因此，随着时间的延长，可忽略不计由弥散引起的污染，因而可近似用纯对流引起的水质运移迁范围来预测垃圾淋滤液在地下水中的分布范围。

表7-15 清河营垃圾场弥散带占对流带的比例

五、北天堂垃圾场污染物在含水层中的迁移（一）北天堂垃圾场的特征及含水层结构

垃圾场位于永定河东岸，占地约10×10⁴m²，容积150×10⁴m³，垃圾填埋面积7.5×10⁴m²，平均填埋深度8m。该垃圾场于1987年开始启用，至调查时使用约13年。垃圾填埋在挖砂坑内，挖砂时将地表盖层破坏、去除，表层约4m厚的粉细砂已不存在，之下为砂卵砾石，垃圾直接堆填在其中。

该垃圾场位于永定河冲洪积扇上游地段，据以往调查结果，包气带及含水层岩性为单一的砂卵石组成，其富水条件和渗透性能好，渗透系数K=173m/d。这些地带的水力坡度在2‰，在这些松散层底部为不透水基岩分布。由于以往对该层地下水过量开采，加之永定河常年无水，使得该层含水层逐渐在疏干，水位曾大幅下降。目前，该层含水层已不作为开采层。但由于其处于区域含水层的上游地带，其水质对区域地下水质具有影响。

地下水动态类型属入渗型，地下水位变幅较小，其埋深在丰、枯季分别为21.30m（2000年10月）和20.38m（2000年3月），年变幅约1m。地下水补给与区域地下水补给一致，主要以自西北向东南的侧向径流和大气降水入渗为主。

据以往调查资料显示，永定河冲洪积扇中上部，Cl^-的背景值＝31.6～58.2mg/L。

图7-15 北天堂垃圾堆放场地层结构示意图

根据上述，北天堂垃圾场与含水层间存在如图7-15所示的关系。

（二）北天堂垃圾污染物在含水层中范围的确定

根据该层水位的实测资料，可将地下水流场作为稳定流场考虑，含水层颗粒粗，可假设降雨的当年降雨就流过垃圾成为淋滤液补给地下水，影响地下水质。因此，该问题仍可用前面第二节的方法予以解决。

前面的计算结果已经表明，随着淋滤液在含水层中迁移时间的延长，淋滤液在含水层中沿地下水流动方向的距离也增加，而且在一段时间后，淋滤液的弥散带与对流范围相对可忽略不计，淋滤液对地下水的影响范围可近似地用对流的结果来圈定。而地下水的达西流速v=173×2‰＝0.346m/d，则地下水的实际流速v_实＝v/n=0.346/0.307=1.13m/d。

由于垃圾堆放时间长，其淋滤液引起地下水质变化范围的圈定用水流质点的运移距离来代替，即沿地下水流方向的距离＝v_实×时间。因此，堆放13年的北天堂垃圾场在其地下水流动方向的下游地带距垃圾边缘距离为5361m。当然，这只是用达西定律计算的地下水的流动距离或影响范围。实际上，地下水中的污染物在迁移扩散的过程中，还要发生生物、化学反应，发生物理吸附和生物降解等，实际的扩散距离要小的多。事实上该垃圾场在13年的时间里，垃圾污染物的影响范围实际才650m。

六、结论

垃圾淋滤液在含水层中的迁移受许多因素的综合影响，用地下水质模型可很好地将这些因素间的关系定量描述。由于垃圾淋滤液污染物在含水层中要与含水介质发生吸附、降解等作用，使得垃圾淋滤液污染物在含水层中所影响的距离或范围比像氯离子这样的穿透能力较强的范围要小，因此，选择氯离子作为垃圾淋滤液的污染指示剂来作现场弥散试验、并以其结果参与模拟计算垃圾淋滤液污染物在垃圾场地地下含水层弥散、扩散和迁移，根据此结果来计算预测的场地地下含水层弥散、扩散和迁移距离或范围是最大值。

通过对代表不同类型的含水层介质中垃圾污染物迁移、扩散的计算，得到在不同的含水结构系统中，淋滤液的迁移距离不同，从而初步掌握了北京不同类型的含水层介质中垃圾污染的范围。

（1）沙子营的地下水污染物迁移、弥散试验和模拟计算表明，对于北京市平原区以砂为主的含水层，特别是那些浅层砂为主的含水层，堆放垃圾后淋滤液进入含水层中的迁移距离在一个水文年内可达86.25m，纵向弥散带宽度占对流带9.52%，横向弥散宽度仅为5m。

（2）北京平原区有相当多的垃圾场直接堆放或填埋在旧河道里及其附近，如清河、凉水河旧（古）河道及其两岸。清河营垃圾场的地下水污染物迁移、弥散试验和模拟计算表明，对于北京市平原区旧（古）河道带砂夹砂砾石结构的含水层堆放垃圾后，淋滤液在含水层中的分布范围在淋滤液进入含水层后八个月时达83.5m，即125.30m/年，纵向弥散带的宽度占对流带的比例为5.82%，横向弥散宽度仅为1.33m。

（3）北京北天堂垃圾场代表了位于附图3（北京市平原区垃圾场地的地质环境效应分区评价图）中C区的垃圾场。该区为地下水补给区的永定河冲洪积扇顶部砂卵砾石含水层分布地区，地下水防护能力极差，入渗条件、迁移条件好。北天堂垃圾场污染物在地下水中对流迁移计算结果表明，由于地下含水介质渗透性好，对流速度较快，垃圾堆放时间长，淋滤液中的污染质迁移的最远可近似地用对流带范围圈定，即北天堂垃圾场在堆放的13年时间内在垃圾下游地带达5361m。但实际评价结果是垃圾污染物的影响范围实际才650m。

Ⅳ 帮我也发一份《重金属污染物在土壤环境系统中运移的建模与仿真》的资料吧大谢！

大谢才5分
邮箱呢？

Ⅵ 污染物运移模拟

应用Visual Modflow 4.0 MT3D软件包对污染物运移进行模拟，其中模拟范围、边界条件及其各类水文地质参数由以上模型识别后得出。在此基础上，对污染源参数进行设置，对污染物运移进行模拟。

(一)污染源参数设定

研究区域内有两个污染源区域，具体设置如下:①位于石炭系上统太原组上段灰岩含水层的采空区(蓝色称为1号污染区)，主要污染物为Fe离子，浓度为0.5mg/L，SO^2－₄离子浓度为54.75mg/L;②位于石炭系上统太原组上段灰岩含水层的积水区(右侧区域为2号污染区)，主要污染物为Fe离子，浓度为0.63mg/L，SO^2－₄浓度为68.33mg/L。两个污染源具体位置如图6-18所示。在本次模拟中，所有污染物的浓度最低下限值均设为0.0001mg/L。

图6-18 两个污染源的具体位置图

由于在研究区域两个含水层中均存在不同程度的涌水状况，在模型中以抽水井方式进行模拟。

(二)污染物运移模型识别与验证

选用2005年1月～2007年12月拟合期内观测孔来进行模型识别与验证，使计算和地质条件的分析相结合，及时指导调参，以取得最佳拟合效果。经反复多次计算，拟合结果较为满意。

含水层观测孔的基础资料见表6-12。

表6-12 观测孔基础数据

1. Fe 离子浓度的拟合( 图 6-19)

图6-19 观测孔 1，3，6 中 Fe 离子浓度的拟合

2.SO^2－₄浓度的拟合(图6-20)

图6-20 观测孔1，2，3，6中SO^2－₄浓度的拟合

由观测孔1，2，3，6污染物浓度的历时拟合曲线图可以看出，污染物浓度曲线拟合较好，说明模型的参数选取合适，可以用来预测污染物的扩散以及浓度的变化。

Ⅶ 污染物锋面推进距离的判断

含水层渗透介质为均值的条件下，假定地下水保持均匀流，污染水连续入渗，污染物的锋面移动可视为活塞式的推进。按此假定，在Δt时段内，污染物锋面推进的距离可按下式计算:

环境地质学

式中:L为Δt时段锋面推进的距离(m);L_φ为Δt时段对流作用导致锋面推进的距离(m);L_d为Δt时段机械弥散和分子扩散所形成的过渡带附加增量(m);L_p为在Δt时段因流线倾角变化形成的锋面前突的增量。

(一)对流迁移形成的位移长度L_φ

根据对流迁移的概念，对流迁移导致污染物锋面在Δt时段的位移长度L_φ，可按下式计算:

环境地质学

式中: u 为平均实际流速; v 为平均渗透流速; Q 为通过过水断面 W 的流量; W 为过水断面面积; n 为渗透介质的孔隙度。其他符号同前。

( 二) 机械弥散和分子扩散的附加增量

污染物锋面的迁移不仅受对流迁移的影响，与此同时，机械弥散和分子扩散也会在Δt 时段内不断进行，原先的锋面移动 Lφ距离后，会因机械弥散、分子扩散作用附加一个增量，形成新的锋面。鲍切维尔认为原过渡带中 C 的点在对流影响下，以 u 的速度移动， 的点会在平移过程中不断扩散，附加增量只计算弥散带宽度的 1/2，即0. 5Ld，所以式 8-1 中 Ld要乘以 0. 5。Ld可按下式计算:

环境地质学

式中:L_d为(机械弥散和分子扩散区域)在Δt时段可形成的弥散带总宽度;D为机械弥散和分子扩散系数之和;B为经验系数。

式(8-3)中系数D由两部分组成，即D=D_n+D₀，其中D_n为机械弥散系数;D₀为分子扩散系数。它们是各向异性的参数，取值大小与浓度梯度、机械弥散通量_n和分子扩散通量₀有关。根据Fick定律:

环境地质学

D_n、D₀可在实验室测定，但因试样不能完全代表野外实际情况，测定结果往往比野外实测小2～5个数量级，所以，一般情况下多采用现场的单井脉冲法或多井法测定。在松散介质中D/n的大小为10^－2～10^－5cm²/s。

(8-3)式中B值的选取与浓度测量精度及要求的计算精度有关。当过渡带 观测精度为0.999～0.001时，B=8.8;当 为0.99～0.01时，B=6.6;当 为0.9～0.1时，B=3.6。

(三)过渡带变形构成的增量

在地下水流动过程中，流线(面)倾斜角度的不断变化，会使过渡带前端的锋面变形。研究表明，若以锋面在x轴上的投影长度L_p表示过渡带变形程度(图8-8)，则L_p与两种水(含污染物的水与天然水)的相对密度差、介质的渗透性能及渗透时间、流面的

倾角有如下关系:

环境地质学

式中:α为系数，一般取1.4～2.2;k为介质的渗透系数;M为相邻两个流面的距离或含水层的厚度; 为污水与天然水的相对密度差;为流面或含水层的倾角。其中 为推挤液体(污染水下渗时，污染水是推挤液体)的密度，ρ₂为被推挤液体(天然水)的密度。由于ρ₁、ρ₂大小不同，Δρ可为正值，也可为负值，所以，式中 应以绝对值计算。

考虑到锋面的变形是双向的，与垂直下渗时的锋面形态相比，其前端会前凸，超过锋面的平均位置;后缘会退缩而小于锋面的平均位置，因此，式(8-1)中，锋面变形的增量只计算0.5L_p。

(四)密度差对“对流迁移”的影响

污染水与天然水两者的相对密度差 不仅关系着非垂直入渗条件下锋面的形状，而且会因液体黏滞性的差异对锋面的运移速度带来影响。因此，在计算时常要求对对流迁移的L_φ做出修正。考虑密度差的影响，对流迁移中的平均实际流速采用u_。

环境地质学

式中:n为介质的孔隙度; 为两种液体的相对密度差(可正，可负);θ为流线正方向与x轴正向的夹角(按360°计算)。

根据式(8-6)，可做如下讨论:

(1)在水平含水层或流面呈水平时，θ=0°或180°，sinθ=0，式(8-6)变为

环境地质学

在此条件下，对流迁移不受两种液体相对密度差的影响。

(2)在倾斜含水层或流面倾斜时，应根据相对密度差和流向作具体分析。

若 与sinθ正负号相同，即ρ₁>ρ₂，θ在第一、二象限;或者ρ₁<ρ₂，θ在第三、第四象限时，u_<u，如图8-9所示。这种情况下，锋面对流迁移速度变小。

若 与sinθ正负号相反，即ρ₁>ρ₂，θ在第三、四象限;或者ρ₁<ρ₂，θ在第一、第二象限，u_>u(图8-10)。此时，锋面对流迁移速度要变大。

(3)在垂直下渗或流面铅直，即θ=270°，sinθ=－1，若ρ₁>ρ₂，u_>u，污染水对流迁移速度较快;若ρ₁<ρ₂，u_<u，污染水对流迁移速度较慢，这些情况与重的液体容易下移沉底，轻的溶液容易漂浮在水面的道理是一致的。

图8-9 面倾斜时相对密度差和流向对平均实际流速的影响(u_<u)

(五)吸附作用对“对流迁移”的影响

如果考虑渗流介质对污染物的吸附作用，原有污染物的浓度会降低，其结果就好像迁移受阻一样，等效于平均实际流速减慢，所以，考虑吸附作用对溶质的影响，常对对流项做出修正。修正值可采用下式:

环境地质学

式中:L_φA表示考虑吸附作用时Δt时段锋面推进的距离;A为吸附作用的修正系数，其他符号同前。

图8-10 面倾斜时相对密度差和流向对平均实际流速的影响(u_>u)

A的取值按下式计算:

环境地质学

式中:β为均衡吸附条件下的分配系数;C'₀为溶液中吸附组分的极限均衡浓度;N₀为介质吸附容量，由于A往往大于1，所以，在吸附条件下，溶质对流速度相比不考虑吸附时要小。

(六)吸附作用对水动力弥散的影响

吸附作用具有使污染物浓度降低的效果，于是有人认为这一现象也会反映在机械弥散和分子扩散上，从而应该对L_d作进一步的修正。修正的表达式为:

环境地质学

式中:L_dA表示考虑吸附作用时Δt时段机械弥散和分子扩散形成的弥散带总宽度，其余符号同前。由于A>1，所以，上式体现了吸附作用减弱时机械弥散和分子扩散的效果，即L_dA<L_d。

Ⅷ 大气污染物扩散模式和大气扩散模式有什么不同，分别有哪些

你好，大气污染物扩散模式主要指的是有组织排放或者无组织排放的大气版污染物（如烟尘、二权氧化硫、氮氧化物、TSP、PM10、Hg、Cd、Pb等）在区域大气环境（如气温、风速、风向、湿度、时间、云量等）的影响下，大气中稀释、扩散、迁移、转化、抬升、沉降、下洗、等运移方式，由此可以分析计算污染物最大落地点距离污染源的距离、浓度等。
而大气扩散模式涵盖的范围和因素很广，主要是指局地大气环境因地形、主导风向、气象条件等因素的差异而产生的局地环流、复杂风场、或者其他大气扩散基本特征。
对大气污染物扩散进行预测主要有估算模式，进一步预测模式（稳态烟羽扩散模式、ADMS模式、烟团扩散模式等）。

Ⅸ 污染物在地下水中的运移

污染物随地下水在含水层中的运动与迁移是极其复杂的过程。人们通常运用地下水水动力弥散理论来阐述、解释这些过程。弥散理论是研究多孔介质中溶质的运动、迁移规律，即各种溶质的浓度在多孔介质中时空变化规律。依据这一理论建立起来的数学模型，可以较好地定性或定量地预测含水层中污染物现在或将来的分布状况。

5.4.1 水动力弥散理论基础

在多孔介质中，当存在两种或两种以上可溶混的流体时，在流体运动作用下其间发生过渡带，并使浓度趋于平均化，这种现象称为多孔介质中的水动力弥散现象，简称弥散现象。形成弥散现象的作用，简称弥散作用。

我们用下面的简单实验来举例说明弥散现象的存在。

取一圆筒，内装均匀细砂，让其饱水，并在筒中形成稳定流场。这时（t=0）在筒上端连续地注入浓度为c₀的示踪剂溶液（该示踪剂不与筒中物质发生反应），并且保证在注入示踪剂之前，筒中示踪剂的浓度为零。整个装置如图5.3（a）所示。假设在圆筒砂柱末端测出的示踪剂的浓度为c_t，并用穿透曲线的形式来表示示踪剂浓度c_t与时间t之间的关系〔图5.3（b）〕。如果没有弥散作用，浓度曲线应该是图5.3（b）中虚线所示。而实际上，由于存在弥散作用，浓度曲线却显示出如图5.3（b）中实线所示。

图5.3 室内弥散实验简图

实际上，污染物在含水层中运移时，一般都会发生弥散现象。

造成弥散现象的原因可归结为：水在介质中流动，介质孔隙系统的复杂微观形状、溶质浓度梯度引起的分子扩散、水性质的改变（如粘度、密度等）对速度分布（流速场）的影响。水中溶质与固相颗粒间的相互作用——吸附、沉淀、降解、离子交换、生物化学等过程。

弥散过程主要是分子扩散与机械弥散结合的结果，以下分别予以介绍。

5.4.1.1 分子扩散

分子扩散是物质在物理化学作用下，由浓度不一引起的物质运动现象，它是由不均一向均一发展的过程。不仅在液体静止时有分子扩散，在运动状态下同样也有分子扩散，既有沿运动方向的纵向扩散，也有垂直运动方向的横向扩散。也就是说，在多孔介质内的整个弥散过程中，始终存在着分子扩散作用。因此，地下水与污水在不发生相对流动时，污水中的污染物质亦会因为有分子扩散作用而进入地下水中。在静止的流体中，溶质的分子扩散可以用菲克恩第一定律（Fickian law Ⅰ）来描述：

环境地质与工程

式中：φ——扩散通量，即单位时间和面积上溶质的质量流通量，其量纲为M·L^-2·T^-1；

D₀——分子扩散系数，负值为弥散从高浓度区向低浓度区方向进行；

c——溶质的体积浓度；

dc/dx——在x方向上溶质的浓度梯度。

由于在多孔介质中，扩散作用进行得很慢，虽然污染地下水在含水岩层中的弥散，原则上可以由单纯的分子扩散作用来实现，但这取决于污染物浓度梯度。如果浓度梯度不是很大，这种弥散实际上是非常缓慢的。

因此，人们多认为如果迁移的距离大于数米或要求预报的期限小于100～200a，则在计算预报污染物的分布时，可以不予考虑分子扩散作用。只有在研究这个过程的延续期很长（大于几百年）时，或在没有渗流的条件下研究很短距离的迁移时，或在研究放射性废物的污染问题时，才应考虑分子扩散作用。

5.4.1.2 对流（扩散）

实际上，对流与弥散总是联系在一起的，不可分割的，只是为了研究方便起见，我们才把它们区分开来。对流扩散是指污染物质点在含水层中以地下水平均实际流速（亦称平均流速）传播的现象，这个速度可以根据达西定律确定：

环境地质与工程

式中：u_x——x方向上的地下水平均实际流速；

k——渗透系数；

n——有效孔隙率；

dh/dl——水力梯度。

5.4.1.3 机械弥散

当污染物质点在孔隙介质中运动时，由于流体粘滞性和固体颗粒的存在，使得流场中各点运动速度的大小和方向都不相同。这种速度矢量的非均一性非常明显，以至于用平均流速矢量不能很好的描述溶质质点的真实运动状况。也就是说，流场中有大量偏离平均流速的运动存在。结果，溶质的运移就自然而然地超出了我们用平均流速所预计的范围，如图5.4所示。这种流速矢量的非均一性主要与空隙介质特征有关，可分为以下几种情况：①由于流体粘滞性的存在，单个孔隙通道中靠近颗粒表面处的流速为零，而通道中心处流速最大，如图5.5（a）所示；②孔径大小不同的通道，其最大流速，平均流速各不相同，如图5.5（b）所示；③流体在多孔介质中流动时，受到固体颗粒阻挡而发生绕行，流速有时也会出现其他方向上的分支和分流，流线相对于平均流动方向产生起伏和偏离，如图5.5（c）所示。所有这些都使得溶质质点不仅在水流方向上传播，而且也在垂直于水流方向上传播。人们把这种溶质质点在微观尺度上由于流速的变化而引起的相对于平均流速的离散运动，称为机械弥散。

图5.4 连续点源示踪剂在均匀流中传播

图5.5 弥散的几种情况

在非均质含水层中，由于渗流速度分布不均而引起的弥散现象称为宏观机械弥散，其机制原则上与机械弥散是一致的，仍然是以流速不均为主要原因，只不过所研究的单元更大而已。如在透水性不同的层状含水层中，污染水便会沿透水性好的岩层呈舌状侵入，延伸较远。在隙宽不等的裂隙含水层中，污水在宽大的裂隙中运移得较快，可以达到很远的距离。反之，在窄小的裂隙中，污水迁移得慢。

通常假设机械弥散是一个不可逆过程。为了运算上的方便，在数学上我们就可以用类似于费克恩定律的数学表达式来描述它。

环境地质与工程

式中：φ——弥散通量；

c——流场中溶质的体积浓度；

D_n——常数，称为机械弥散系数，其量纲为［L²T^-1］，负号表示溶质向浓度低的方向传播。

5.4.1.4 水动力弥散

水动力弥散是由于多孔介质的渗流场速度分布的不均一性和溶质浓度分布的不均一性而造成的溶质相对于平均流速扩散运移的现象。它是一个不可逆过程。

在水动力弥散作用下，污染物浓度随距污染源的距离增大而减小，在地下水流动方向上纵向流速大于横向流速，即纵向扩散要大于横向扩散。

5.4.2 影响污染物在地下水中运移的其他因素

污染物质在地下水中呈两种类型，反应型和不反应型。不反应型物质（如氯化物）不与地下水和含水层发生反应，其运移只是对流和水动力弥散综合作用的结果；但对于反应型物质，则必须考虑它在含水层中将发生反应，诸如吸附-解吸、离子交换、沉淀-溶解、氧化-还原以及生物反应。

5.4.2.1 吸附作用

污染物在含水层中运移时，由于介质的吸附，使某些污染物数量减少。属于这方面的作用主要有：

（1）机械过滤作用：由于介质孔隙大小不一，在小孔隙或“盲孔”中，地下水中的悬浮物、胶体物及乳状物被机械过滤而截留，使水中这些物质的含量减少。

（2）物理吸附作用：在孔隙介质中，由于岩石颗粒具有表面能，可以吸附水中的阳离子，特别是高度分散的粘性土颗粒，表面能很大，可以吸附大量的离子。还会发生阳离子交换作用，使水中某些离子减少，而另一些离子增加。

（3）化学吸附作用：污水中的某些离子被介质吸附进入其结晶格架中，成为介质结晶格架的一部分，它不可能再返回溶液，从而水中这些离子浓度减小。

（4）生物吸收作用：微生物在地下水中运移情况，一方面取决于微生物在地下水中生存时间的长短，另一方面与岩石颗粒对其吸附性有关。由于岩石颗粒的表面能和静电力可以吸附大量的微生物。因此，生物（尤其是细菌）在地下水运移过程中浓度迅速降低，其迁移的距离一般不超过数百米。

在对溶质运移进行数学描述时，常将各种吸附作用综合在一起用一个系数来表示，把它与水动力弥散区分开来。

5.4.2.2 液体的密度和粘滞度的影响

图5.6 层状岩层中不同密度液体的倾斜分界面（ρ₁＞ρ₂）

污水在岩层中运移时，弥散带的形成主要是由于各种弥散作用所致，而弥散过渡带的发展演化，还要受到液体密度和粘度的影响。

当污水密度与洁净地下水不同时，在水平岩层的分界面处，由于重力的作用，会使铅直的分界面逐渐发生倾斜，密度大的重的液体在斜面下方，较轻的则“浮”在斜面之上。当两者密度差别较大时，重的液体在斜面之下，沿层底可以形成较长的指状或舌状侵入，如咸水的侵入便是这种情况。许多研究者认为在层状均质岩层中，两种液体分界面在x轴上的投影长度L_p（图5.6）与相对密度差、地层性质及渗透时间有关，可得出下列经验关系式：

环境地质与工程

式中：———相对密度差，=（ρ₁-ρ₂）/ρ₂；

ρ₁，ρ₂——含水层中推挤液体和被推挤液体的密度；

k，m，n——含水层的渗透系数，厚度和孔隙度；

φ——岩层的倾角；

t——推挤运移延续时间；

x——系数，一般为1.4～2.2。

如果时间较长，重的（矿化度高的）液体可以沿层底推进到很远的距离。例如当k=20m/d，m=25m，n=0.1，ρ₁=1.01g/cm³，ρ₂=1.00g/cm³，取x=1.6，经过10a（t=3 650d）以后分界线的长度（实际上是指状侵入的长度）可达600m左右。如果污水的矿化度不大，则两者的密度差小，Δρ＜0.001时，则分界面的长度不会太大，每年仅增加几米。

密度差不仅影响分界面的形状，而且对分界面的运动速度也有一定影响，可由下式表示：

环境地质与工程

式中：q——单宽流量，为定流量；其余符号同前。

在水平岩层中，φ=0，sinφ=0，则V_ρ=q/mn，这与均质液体活塞式推进的运动速度V相等；倾斜运动时，如果与sinφ的符号（正负号）相同，上式中第二项为负，则V_ρ＜V，反

之则V_ρ＞V；污水垂直向下运动时，如由贮污库中的垂直渗漏，φ=π，sinφ=-1，则

环境地质与工程

这里的是由于密度不同而引起的附加渗透梯度I_ρ=。因此，较重的污水位于淡地下水之上时，在水动力静止的条件下（I=0，q=0），也会产生污染水的运移，即在重力效应的作用下具有速度

环境地质与工程

运用数据：K=20m/d，m=25m，n=0.1，=0.01来计算较重的污染水从水面沉入到含水层底所需的时间t：

环境地质与工程

由此可见，重的污染水下沉排挤淡水的速度是非常快的。

液体粘度对弥散的影响可以用粘度比M来评价，M=（μ₁/μ₂），其中μ₁为推挤液体（污水）的粘度，μ₂为被推挤液体（洁净地下水）的粘度。许多实验资料表明：当密度一定时，M愈大则弥散带的长度愈小，液体的流速愈大，粘度的影响愈明显。在纯分子扩散中则无影响。当粘度随水温下降而增高时，弥散系数也随之增大。

5.4.2.3 衰变与降解

当研究放射性污染物和有机物在地下水中的运移时，放射性物质的物理衰变和有机物的生物降解会导致它们在地下水中的浓度不断降低，应当予以考虑。

放射性物质的浓度变化为：

环境地质与工程

式中：C₀——初始浓度，量纲为ML^-3；

C_t——在时间t时的浓度，量纲为ML^-3；

λ_R——放射性物质的衰变常数，T^-1；

t——时间，T。

上式也可以用来描述有机污染物的生物降解过程，但需用生物降解常数λ_c 取代λ_R。

5.4.3 溶质在地下水中运移的基本数学模型

描述溶质在地下水中运移的数学模型可以分为三类：确定性模型、随机模型和“黑箱”模型。它们是与近代描述地下水运动的数学模型相对应的，但溶质的运移要比地下水的运动更为复杂。本节主要讨论溶质运移的确定性模型。

考虑到溶质在运移过程中的对流作用和水动力弥散作用，再结合质量守恒定律，采用空间平均的方法我们就可以导出所谓的对流-弥散方程，它是描述溶质运移的基本数学模型。具体的推导过程如下。

图5.7 微元体示意图

在所研究的渗流场中任取一微小的质量均衡体（微元体）（如图5.7），dt时间内微元体中溶质质量的变化是由三方面引起的。

5.4.3.1 水动力弥散作用

水动力弥散作用由机械弥散和分子扩散作用组成。设φ₁为机械弥散通量，φ₂为分子扩散通量，P为水动力弥散通量，C为渗流场中溶质的浓度，那么：

环境地质与工程

式中：D=D_n+D₀，D为水动力弥散系数，它是各向异性的，其为二阶张量。

环境地质与工程

式（5-10）亦可表示为：

环境地质与工程

在x方向上由于弥散而引起微元体内溶质质量的变化为x断面流进与x+Δx断面流出的溶质质量之差M′_x。即：

环境地质与工程

式（5-12）中：n为有效空隙度。

同理，在y和z方向上有：

环境地质与工程

在Δt时间内由于弥散，整个微元体中溶质质量的改变量为：

环境地质与工程

5.4.3.2 对流作用

令u代表地下水实际平均流速。在x方向上，由于水的平均整体运动而引起的微元体内溶质质量的变化M″_x为：

环境地质与工程

所以对流作用所引起的微元体中溶质质量的变化M″为：

环境地质与工程

5.4.3.3 吸附作用及其他

假设由于化学反应（如吸附作用等）或其他原因，单位时间单位体积地下水中溶质质量的变化量为W，那么Δt时间内微元体中由此而引起的溶质质量的变化量I为：

环境地质与工程

假设点（x，y，z）附近t时刻溶质浓度的变化率为，则在Δt时间内，微元体中溶质质量的变化量M为：

环境地质与工程

依质量守恒定律应有：

环境地质与工程

将以上各式同时代入（5-20）中即得：

环境地质与工程

假定弥散主方向与坐标轴一致，那么：

环境地质与工程

将（5-22）代入（5-21）中有：

环境地质与工程

方程（5-23）就称为对流-弥散方程（或水动力弥散方程）。

考虑密度变化，不考虑化学作用等因素的情况下，对流-弥散方程可以表示为：

环境地质与工程

式中：K=D/n，ρ为液体的密度，u为地下水的实际平均流速。

上述水动力弥散方程是定量描述溶质在地下水中运移的基本数学模型，它是一个二阶非线性偏微分方程。其求解方法一般可分为解析解、半解析解和数值解法3种。且实际发生的地下水污染问题又是十分复杂的（如污染源有点源、线源、面源和多点源等）；其注入方式有瞬时的，也有连续的；含水层环境也是多变的。对此已有颇多的有关论著作了较全面的精辟论述可供参考，由于篇幅所限，这里不再介绍。