地下水污染评价

⑴ 地下水污染风险评价

一、地下水污染风险分析

地下水污染风险是指地下水受到污染的概率，它表示含水层中的地下水由于地表直接的活动造成不能令人接受程度的污染的概率。这种污染是基于地下水用途而制定一系列标准而言的。当污染指标超过该地下水用途所规定的指标时，视其为污染。地下水污染风险评价的目的是确定不同地区地下水受污染的风险大小，以及确定什么样的风险是可以接受的，并将这样的风险降至可接受的最低程度。

地下水污染是由含水层本身的脆弱性与人类活动产生的污染负荷造成的。因此在相关区域内，地下水污染的风险将成为污染荷载和含水层污染的敏感性之间作用的结果。在没有污染荷载存在的情况下，就不会有污染风险的。污染物的荷载可以控制或改变，但是含水层的敏感性是本质的、天然的特性。因此，我们提出从以下三个方面来考虑地下水受污染的风险：

（1）含水层固有脆弱性：它是指在天然状态下含水层对污染所表现的内在固有的敏感属性。

（2）污染源荷载风险：是指各种污染源对地下水产生污染的可能性。

（3）污染危害性：指地下水一旦污染所产生的危害。

二、含水层的固有脆弱性评价

（一）评价指标体系

本系统采用了较成熟的DRASTIC方法来评价含水层的固有脆弱性。DRASTIC方法选取对含水层易污染性影响最大的七项因素作为评价指标。

1.含水层埋深（D）

如果是潜水含水层，由地下水位确定含水层埋深；如果是承压含水层，则取承压含水层顶板为含水层埋深。单位统一为m。

2.净补给量（R）

净补给量主要来源于降雨量，可用降雨量减去地表径流量和蒸散量来估算净补给量，或者用降水入渗系数计算。单位统一为mm。

3.含水层介质类型（A）

根据模型要求，将含水层介质分为以下10类：块状页岩；裂隙轻微发育变质岩或火成岩；裂隙中等发育变质岩或火成岩；风化变质岩或火成岩；裂隙非常发育变质岩或火成岩，冰碛层；块状砂岩、块状灰岩；层状砂岩、灰岩及页岩序列；砂砾岩；玄武岩；岩溶灰岩。

4.土壤介质类型（S）

指土壤层通常为距地表平均厚度2 m或小于2 m的地表风化层。在此，土壤介质分为以下10类：非胀缩和非凝聚性粘土；垃圾；粘土质亚粘土；粉粒质亚粘土；亚粘土；砾质亚粘土；胀缩或凝聚性粘土；泥炭；砂；砾。

5.地形坡度（T）

单位统一为‰。

6.包气带介质类型（J）

是指潜水水位以上或承压含水层顶板以上土壤层以下的非饱和区或非连续饱和区。分为10种类型：承压层；页岩；粉砂或粘土；变质岩或火成岩；灰岩、砂岩；层状灰岩、砂岩、页岩；含较多粉砂和粘土的砂砾；砂砾；玄武岩；岩溶灰岩。

7.含水层渗透系数（C）

影响渗透系数大小的因素很多，主要取决于含水层中介质颗粒的大小、形状、不均匀系数和水的黏滞性等，通常可通过试验方法或经验估算法来确定k值。单位统一为m/d。

基于DRASTIC的评价模型的7项指标的级别与其对应的标准特征值列于表13—2。

表13—2 评价指标的分级标准特征值

含水层介质、土壤介质类型和渗流区介质类型所对应的级别与特征值可根据实际取得的资料由表13—3、表13—4、表13—5查得。

当某一区域的土壤介质由两种类型的土壤组成时，选择最不利的介质类型确定级别。例如，某一区域的土壤有砂和粘土两种介质存在时，可选择砂作为相应的土壤介质；当有三种介质存在时，可选择中间的介质确定级别，例如，有砂、砾和粘土存在时，可选择砂作为相应的土壤介质。

表13—3 含水层介质类型的级别与特征值

表13—4 土壤介质类型的级别与特征值

表13—5 包气带介质类型的级别与特征值

（二）评价方法

采用PCSM指数法模型（计点系统模型，Point Count System Model——PCSM）结合GIS的空间分析功能进行含水层固有脆弱性评价。PCSM 法的综合指数值是通过各参数评分值和各自赋权的乘积叠加得出的，因此又叫权重－评分法。

首先利用GIS将钻孔资料空间插值后得到区域DRASTIC参数分区图，然后将各参数分区图转为栅格图，并根据表13—2重新分类，最后根据以下公式进行叠加分析，得到DRASTIC评价结果。

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、污染源荷载风险评价

（一）污染源荷载风险的评价指标体系

污染源荷载风险等级的计算综合考虑污染的可能性（L）与污染的严重性两个方面，风险计算式：

R=L+S

其中 L=L₁+L₂;S=Q+A+T

式中：L₁为污染源释放污染物的可能性；L₂为污染物到达地下水的可能性；Q为污染源释放的污染物的量；A 为污染物运移过程中的衰减；T为污染物毒性。

根据实际情况确定污染源荷载分险的评价指标：污染源种类K（包括毒性）、污染物产生量Q（排放量、污染源尺寸等）、污染物释放可能性L（有无防护措施）、距离D。其中污染源种类K 的取值范围为1～9，见表13—6。污染物数量Q按大、中、小依次取值为1、2、3；污染物释放可能性L分为0、0.5、1；对于距离D，按照污染源周围500 m以内、500～100 m 之间、1000 m以外分别取值2、1、0。

表13—6 污染源种类K的分级标准

续表

（二）评价方法

首先考虑单污染源荷载风险：应用GIS的缓冲区分析，圈定污染源周围的缓冲带，并设置为距离D的取值，单个污染源荷载风险P=K·Q·L·D。表13—7为污染源荷载风险评价分类标准。然后，应用GIS的叠加分析综合考虑研究区内所有污染源的荷载风险，合成结果是风险的相对值。假设各污染源之间不存在拮抗作用和协同作用为前提，用风险值最高的污染源的风险作为叠加结果。

表13—7 污染源荷载风险评价结果重新分类标准

四、地下水污染风险评价

地下水污染风险评价是在含水层固有脆弱性评价、污染源荷载风险、污染危害性评价的基础上进行的。将含水层固有脆弱性评价结果按表13—8重新分类。污染危害性评价以地下水使用目的为分级指标，见表13—9。最后，按表13—10得到地下水污染风险评价结果R，其中“0”表示低污染风险，“1”表示中等污染风险，“2”表示高污染风险。

表13—8 含水层固有脆弱性评价结果重新分类标准

表13—9 污染危害性评价标准

表13—10 地下水污染风险评价

⑵ 垃圾场对地下水的污染评价方法

（一）污染评价因子选择

根据生活垃圾的主要污染成分，从主要污染物中选择评价因子，主要有化学需氧量（COD）、酚、氰、磷、

、TDS、Cl^-、Zn^2＋、Cu^2＋、Fe、Cd^2＋、Pb^2＋、Ag、As、Cr^6＋、Hg等项目作为污染评价指标。但一般情况下，在垃圾渗滤液中，Zn^2＋、Cu^2＋、Fe、Cd^2＋、Pb^2＋、Ag、As、Cr^6＋、Hg和酚、氰、磷等项目的浓度并不高，很少超过Ⅲ类地下水质量标准。因此，我们在进行垃圾场地对地下水影响评价时，主要以悬浮物、COD_Cr、BOD₅、氨氮、硝酸氮、亚硝酸氮、大肠菌群、TDS、CL^-等为评价因子。如垃圾场处置的垃圾成分特殊，应根据渗滤液成分确定评价因子。

（二）污染评判标准

1.距离衰减原理

因为重点是了解垃圾场是否污染了地下水，所以污染评判标准应以本底值为准。但找本底值很难，实际操作时，常用相对本底值为标准或根据污染物浓度随距离衰减原理进行判别。

距离衰减原理：相对于地下水含水层来讲，垃圾处置场仍然为一个点污染源。垃圾污染物进入地下水，是以点状源沿地下水流向迁移、扩散的，污染物浓度随迁移与扩散距离的增加而不断减小，在污染物运移的前锋，其浓度接近于零。这即是污染物的“浓度随距离衰减原理”。

相对本底值：如上所述，垃圾污染物在地下水中的运移前锋，其浓度接近于零。但难以找到本底值的情况下，这个垃圾污染的地方的地下水中该污染物的浓度即称为相对本底值，接近于零可作为评价垃圾处置场是否污染地下水的有效评价标准。

2.浓度或指数随距离衰减评判标准

判别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对本底值与地下水实际浓度值之比（污染指数）来判别，同时也可用污染指数随与垃圾场的距离增大而衰减的规律来判别。若以某类地下水质量标准作为评价标志，计算出来的称“水质指数”，它也是污染指数，这个污染指数也具有随距离大而减小的衰减规律，因而也可根据这个衰减规律评价垃圾场是否污染地下水。

（三）污染评价

1.单因子评价

以污染指数大小表示地下水污染程度。计算式如下：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

式中：P_i为地下水中污染物i的污染指数；C_i为污染物i的实测浓度（mg/L）; C_0i为地下水中污染物i的背景值或对照值（mg/L）。当P_i<1时为未污染，P_i>1时为污染。

2.多因子评价

以综合污染指数或内梅罗污染指数进行多因子评价。计算公式如下。

（1）综合污染指数。

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

式中：P为地下水综合污染指数；n为污染物种类数；P_i为地下水中污染物i的污染指数。

（2）内梅罗污染指数。

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

式中：（C_i/C_0i）_平均为地下水中污染指数平均值；（C_i/C_0i）_最大为地下水中污染指数最大值。其余符号同前。

3.污染程度分级

根据污染组分的污染种类数及其综合污染指数或内梅罗污染指数，我们对地下水进行污染程度划分（表7-1）。

（四）水质评价分级

垃圾随意堆放或填埋处置时的技术不当，垃圾中的有害物质会污染水体，从而也影响水体的水质。因此，在评价水体是否污染的同时，也对研究区地下水的水质进行评价。

表7-1 污染程度分级

1.评价标准的选定

地下水质量评价的标准，城市地区建议采用《生活饮用水卫生标准》GB5749-85，农业地区建议采用《农田灌溉水质标准》GB5084-92。采用《生活饮用水卫生标准》进行水质评价时，有机指标可依照饮用水标准与健康咨询（U.S.EPA-2002）。

2.评价方法

（1）单项指标的水质指数。

计算公式为：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

式中：I为某项组分的水质指数；C为某项组分的实测浓度；C₀为某项组分的饮用水（灌溉用水）水质标准值。

评价时，以I<1为合格，I>1不合格，并可按I值进行地下水质量分级（严重不合格、中等不合格、轻微不合格、合格，参照表7-2）。

表7-2 地下水质量级别分类表

（2）多项指标的综合水质指数。

计算公式为：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

式中：

为各单项组分评分值I的平均值；I_max为单项组分评分值I的最大值；n为项数。

根据值计算结果，按以下规定划分地下水水质级别。

⑶ 地下水污染现状评价的计算实例

用表7-4-4中的原始数据，进行地下水污染现状评价的计算。

计算之前，首先要确定地下水污染组分背景值。

8.2.3.1 污染组分背景值的确定

所谓“地下水污染组分背景值”，或称“地下水化学背景值”，是指天然状态下（未受或基本未受人为活动污染）的地下水中各种化学组分的含量或其界限。地下水化学背景值是与一定的时间、地点相联系的相对概念。

在缺乏地下水质量背景资料的地区，按照中国地质调查局《地下水污染调查评价规范》（征求意见稿）的规定，可以参照地下水质量标准（GB/T 14848-93）二类水的标准值，结合当地条件生成背景值系列资料；这里，直接引用（GB/T 14848-93）二类水的标准值作为测试项目的背景值系列资料（表7-4-1）。

8.2.3.2 实例的地下水污染现状评价计算

以表7-4-1地下水质量分类指标中的Ⅱ类水标准作为“背景值”，即公式（8-2-2）中第j项化学组分的背景值C_j，0，把表7-4-4中9个水样的原始数据（C_i，j，j＝1，…，39）逐个代入公式（8-2-2），即可计算出9个水样39个项目的单项污染指数I_i，j，再把所有的单项污染指数I_i，j代入公式（8-2-1），即可计算出9个水样的综合污染指数PI_i（i＝1，…，9），如果有缺测项目，则称为复合污染指数。

其中的pH值为取值区间，其中值C_j，m＝7.5，按（8-2-3）计算时的分母项＝8.5-7.5＝1，分子项为实测值C_i，j减中值C_j，m＝7.5后再取绝对值。

因为表7-4-1地下水质量分类Ⅱ类水指标中的第1～5个项目难以定量化，因此对之特殊处理，事先人工确定出各单项组分的单项污染指数I_i，j，单独形成一个数据文件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数据文件中，第一行为水样点编号，第二行为水样点x坐标，第三行为水样点y坐标；第四行至第八行为第1～5项目的单项污染指数I_i，j。缺测项目用-1占位。其中的第八行为已算出的第5项pH值的单项污染指数I_i，5，是按（8-2-3）式计算的结果。

把地下水质量分类Ⅱ类水指标、9个地下水样第6～39个分析项目的测试数据，编辑成数据文件 c0-6-39.dat，缺测项目用-1 占位。此处的 c0-6-39.dat 文件，是在“7.4.3 地下水质量评价的计算实例”中的c6-39.dat又插入地下水质量分类指标中的Ⅱ类水标准作为“背景值”，在c6-39.dat文件中的第一、二列之间插入，作为新的第二列数据。c0-6-39.dat文件不再列出。

运行fuheshu.exe程序，得到输出文件综（复）合污染指数数据文件pi-qian.dat及水样点单项污染指数数据文件sij.dat，把pi-qian.dat打印如下：（注：分二栏排列）

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，每行为一个水样的计算结果；共7列，其中第1列为x坐标、第2列为y坐标、第3列为综（复）合污染指数P_i、第4列为点号、第5列为某水样实测项目个数nt、第6列为某个水样的单项污染指数最大值、第7列为某个水样的单项污染指数最大值的项目序号（即表7-4-4中的第1列-“序号”）。

用pi-qian.dat文件中的数据，按照综（复）合污染指数PI可划分出4个污染级别：PI≤1未污染区，1＜PI≤2.5轻度污染区，2.5＜PI≤5中等污染区，PI＞5严重污染区，本书依次称为一、二、三、四级污染区，绘制图8-2-1 某勘查区潜水污染等级分区图。

图8-2-1 某勘查区潜水污染等级分区图

⑷ 地下水污染评价

主要采用不同区域和城市的不同环境水文地质单元的地下水污染起始值或背景值专作为评价标准，这样有利于属研究地下水从未污染-开始污染-严重污染的过程，并能显示不同地区的环境特征，同时还可以弥补有些组分当前还没有规定标准的不足。

地下水污染评价一般采用综合指数法。求得综合污染指数（P）之后，根据综合污染指数和参数评价的项次，对地下水污染程度进行分级，要求水质分级合理。对于水质的优劣而言，每一个水质参数都与水质标准有关。因此，应以水质标准变化为依据，赋予每个参数一定数值区间所对应的水质等级。一般将水污染状况划分为5个等级（表4-12）（陈望和，1999）。

表4-12 水污染分级表

注：P为综合污染指数；n为评价因子项次。

⑸ 水源地污染风险评价

4.5.2.1 区域地下水污染风险评价

（1）区域污染源危害分级分类

土地利用类型指土地表面覆盖状况，包括农田、居住地、水域等。不同利用类型的土地上会产生不同的污染物种类及强度，同时土地表面的松散程度不同，污染物进入地下水的难易程度也不同。

研究区内主要有农田、村庄、排污沟、渠系、湖泊和工厂等6种土地利用类型。研究区范围内大部分土地利用类型为农田和村庄，村庄呈条带状分布，中间以农田相隔。研究区东北部零星分布有几个湖泊，引水渠则贯穿整个研究区，从研究区西南部黄河上游引水，分为北秦渠、中马莲渠、南汉渠向东北方向流过，工厂主要分区在研究区中部，是金积镇所在地，工厂废水主要排入清二沟和南干沟，两条排污沟均自南向北流向，是研究区内主要的农田退水沟和工业生活废水的排污沟。

本书从污染物排放及向地下入渗角度出发，通过对不同土地利用类型分析，进行分级评分如下：污染物排放主要分为工业、生活和农业活动3个方面，结合研究区现状，可知研究区内糠醛厂、造纸厂、化肥厂等工厂排污量较大，其次为排污沟的影响，研究区内的排污沟收纳生活和工业排放污水，排污沟底部无任何防护措施，且为渗透性较高的砾石层，故对污染风险贡献很大，再次农业面源，化肥施用量较大且农田土地松散利于化肥农药向下渗透，再次为农村居民点，但因村庄地面密实，故相对影响较小，最后为湖泊和渠系，研究区内的湖泊和渠系水质较好基本不收纳污染，故对污染风险贡献最小。

其中，工厂点型污染源以工厂场地面积代表，排污沟线型污染源根据简单评价法由排污沟向两侧各扩展50米，由此给出不同土地利用类型分级评分得，见表4.10，得到区域污染源危害分级见图4.9。

表4.10 污染源危害分级评分

图4.9 区域污染源危害分级图

（2）区域污染风险评价结果及分析

综合上述区域地下水脆弱性分区与区域污染源危害分级分区，基于ARCGIS平台，采用模糊综合评价方法按1：1权重叠加，获得区域地下水污染风险评价，其污染风险评价分区结果如图4.10所示。

图4.10 区域地下水污染风险分区图

从计算结果可以看出，水源地保护区所在区域地下水污染风险相对较低。高污染风险地区（Ⅴ）主要分布于研究区的西南角以及工厂及排污沟所在地；工厂所在地及排污沟污染风险高，主要是受污染源影响控制，它们是研究内主要的污染来源，尤其清二沟的一部分分布在水源地二级保护区内，对水源地存在潜在影响。研究区的南部、东南部以及水源地保护区西北部属较高污染风险地区（Ⅳ），主要控制因素和研究区西南部高污染风险地区相似。中等污染风险地区（Ⅲ）在本书研究范围内分布广泛且分散，水源地保护区所在地主要为中等污染风险地区。较低和低污染风险地区（Ⅱ、Ⅰ）主要分布在村庄城镇所在地及研究区的东北部地区，村庄所在地人类对地表改造较大，地表入渗条件差，因此，上述地区呈现污染风险较低和低的分布状态。

（3）评价结果验证

本书将区内各单点氨氮污染物浓度作为区域污染风险评价结果的验证依据。本区氨氮污染物分布见图4.11所示。

计算各单点地下水环境污染程度和该点地下水污染风险指数的相关程度，用斯皮尔曼相关系数ρ表征。计算公式如下：

地下水型饮用水水源地保护与管理：以吴忠市金积水源地为例

式中：N——样本数量；

d——特征污染物排行和污染风险指数排行名次差；

ρ——斯皮尔曼相关系数，其等级划分见表4.11所示。

图4.11 区域氨氮浓度分区图

表4.11 ρ等级划分表

根据计算可知本区地下水环境污染程度和地下水污染风险指数的相关程度｜ρ｜大于0.6，因此判定两者关系为中相关或强相关，认为评价结果合理。

4.5.2.2 开采条件下水源地污染风险评价

金积水源目前为吴忠市备用水源地，预计5年之内启用。当水源地开采使用后，势必造成地下水流场和溶质分布发生变化，本书研究拟采用数值模拟方法预测计算出水源地稳定开采后的地下水动态变化，在此基础上进行稳定开采条件下的污染风险评价。

（1）水文地质概念模型

根据实测地下水位数据，插值得到研究区现状地下水等水位线图（图4.12）。研究区地下水流从西南流向东北，研究区西部为黄河，黄河水量巨大，因而黄河水位受水源地开采影响较小，故研究区西部黄河概化为给定水头的边界，为第一类边界条件；研究区南部为汉渠，再以南地区为山区，故概化为给定流量的边界，为第二类边界条件；研究区东部为京藏高速，该边界地下水位等水位线1125m以上部分与实测等水位线几乎垂直，故概化为隔水边界，为第二类边界条件，1125m以下部分为研究区的流出边界，故概化为给定流量的边界，亦为第二类边界条件。

研究区含水层由全新统早期（

）的砂卵石、细砂及砾卵石组成，具有典型的河流堆积二元结构，地下水属大厚度单一潜水，故将模型垂向设为一部分，含水层厚度200m。将实测地表高程作为模型的地表高程，地表下200m作为含水层底板高程。

由于本区空间地质结构清楚，地层水平分布连续且均匀，具有统一连续的地下水位，由于本区季节性降雨和灌溉影响，地下水系统的物质输入、输出随时间变化，但变化规律稳定，因此概化为稳态。综上，可将研究区地下水流系统概化为均质各向同性二维稳定流水文地质概念模型。水文地质概念模型如图4.12所示。

图4.12 区域地下水等水位线及水文地质概念模型图

（2）边界条件

1）隔水边界：研究区东部，1125m等水位线以上，边界与等水位线垂直，故为隔水边界。

2）补给边界：研究区南部，为补给边界。另外上部补给边界为大气降雨补给和灌溉补给。

3）排泄边界：研究区东北边界，1125m等水位线以下，为排泄边界，另外上部有地下水蒸发排泄。

（3）水文地质参数值的确定

将实测渗透系数插值得到的所建的研究区水流模型中，渗透系数分布见表4.12，其他水文地质参数值的确定，借鉴水源地开采井的成井勘查报告，见表4.12。

（4）数学模型

本书研究采用地下水模拟与预测的专业软件——Visual MODFLOW。

表4.12 水文地质参数表

为真实地反映污染物迁移的运动规律，采用水流和水质耦合模型，其控制方程为：

地下水型饮用水水源地保护与管理：以吴忠市金积水源地为例

其中：

地下水型饮用水水源地保护与管理：以吴忠市金积水源地为例

式中：h——水头；

——流体的达西流速；]]

ρ^f，

——流体和参考流体的密度；

S₀——比弹性贮水系数；

K_ij——渗透系数张量；

e_j——重力方向分量；

f_μ——黏滞相关系数；

Q_EB——扩展的Boussinesq估计量；

R——延迟因子；

R_d——减缓因子；

D_ij——水动力弥散系数张量；

ϑ——衰减率；

ε——孔隙率；

Q_x——x＝ρ时为源汇项，x＝C时为污染物溶质；

——流体的密度差系数；]]

——流体的扩张系数；]]

0——参考浓度；

C_s——最大浓度；

p^f——流体的压力；

g——重力加速度；

k_ij——渗透率张量；

μ^f，μ^f_o——流体的动力黏滞系数和参考值；

D_d——流体的分子扩散系数；

——绝对达西流体通量；]]

L，β_T——纵向与横向弥散度；

χ（C）——依赖浓度的吸附函数。

上述控制方程与研究区的边界条件一起构成本次地下水模拟的数学模型。

（5）网格剖分

网格剖分的大小影响模拟结果的精度。剖分越细，能够使结果表达的更为细致，比如水位变化更加平滑等，但是过密的剖分导致程序运行计算量加大，导致运行时间加长。本研究综合考虑各方面因素，确定网格间距为13.3m，共剖分4752个网格。剖分结果如图4.13所示。

（6）模型识别

模型识别是数值模拟中重要的过程，通常需要进行多次的参数调整与运算。运行模拟程序，可得到概化后的水文地质概念模型在给定水文地质参数和各均衡条件下的地下水流场空间分布，通过拟合同时期的流场，识别水文地质参数、边界值和其他均衡项，使建立的模型更加符合研究区的水文地质条件。

通过反复调整后，获得稳定流场。用22个实测点位数据进行模型识别，对比模拟值发现，其中17个点，计算值与实测值误差小于0.5m，占总数的77.3%，满足《地下水资源管理模型工作要求》中的规定，说明模型基本准确，计算流场与实际流场基本吻合。

（7）水流模拟

水源地的开采对污染风险的影响主要是通过对地下水流场的改造，水源地开采会产生降落漏斗，扩大水源地地下水的补给来源，从而增大了水源地地下水受污染的可能性，污染风险增高。

吴忠市金积水源地预计开采20年，根据该水源地《成井技术成果报告》中设计的稳定开采量40000m³/d，加入开采井及其抽水量，预测稳定开采条件下水源地降落漏斗范围，如图4.14所示。可以看到，水位高程在1123m以上地区均为水源地的集水地区，水源地保护区的集水区域向两侧和下游发展。

图4.13 模拟区平面网格剖分

（8）验证开采抽水的影响半径

采用“大井法”确定影响半径，首先根据开采井分布的几何图形，《水文地质手册》中查表计算引用影响半径r₀。开采井群分布为菱形，故r₀＝η∗c/2，见图4.15，其中，c＝1.2km，θ＝68.2°，查表3.41，取η＝1.16，故r₀＝0.696km。故将开采群井转化为半径为0.696km的大井，大井中心位于菱形中心。金积水源地为傍河且含水层各向均质的水源地，《水文地质手册》中查表得其引用影响半径为R₀＝2d，见图4.16所示，d为大井中心到河岸的距离，d＝2.0km，故R₀＝2d＝4.0km。

模拟水源地开采稳定条件的流场显示开采井群的影响半径约为3.9km，如图4.14，与经验公式法计算的4.0km比较接近，故认为模型与实际情况较为吻合。

表4.13 η与θ对应表

由于缺乏长期观测数据，因此无法进行模型验证，但是研究区地质条件简单，而且水位较为稳定，且模拟开采的影响半径与经验公式计算所得较为相近（图4.15，图4.16），故认为经过识别的模型基本可以用来预测模拟。

图4.14 水源地稳定开采条件下的降落漏斗范围图

图4.15 菱形井群引用半径计算公式

图4.16 引用影响半径计算公式图

（9）特征污染物迁移模拟

通过实测研究区地下水水质数据，得出氨氮、TDS、总硬度、亚硝酸盐、铁、锰等为本区的特征污染物，其中超标最严重的为氨氮，故将氨氮作为预测因子。在 VISUAL MODFLOW数值模拟软件中，模拟了水源地开采20年末氨氮污染源的扩展情况，1、2、3、4、5、6、8、10、15、20年的污染晕迁移情况见图4.17。分析可以看到，由于水源地地下水的开采，使得水源地下游和两侧的氨氮污染物向水源地迁移，水源地一级保护区东侧污染源，在开采3年时，污染晕与一级保护区相切，15年的时候已经进入开采井；二级保护区北部的污染源在开采6年的时候，污染晕与一级保护区相切，20年后未进入开采井但距离已经很近；一级保护区南部的污染源向水源地方向迁移，但未进入二级保护区内；保护区东南部和西南部污染源未受水源地开采影响，向下游运移，未进入二级保护区。

图4.17 预测水源地开采污染晕扩展范围图

（10）基于预测的区域地下水污染风险评价

基于上述研究，在ARCGIS平台上，在研究区区域地下水污染风险分区图的基础上，叠加预测的特征污染物氨氮的运移模拟分级图，形成基于Visual Modflow模拟预测的研究区地下水污染风险分区图（图4.18），图中带有稳定开采条件下的流场等值线。

从图中可以看出，相比较图4.18而言，特征污染物氨氮污染晕所在位置污染风险增高，部分已经进入水源地一级保护区，说明现有氨氮分布在开采条件下会对水源地水质造成污染，需要予以治理。

4.5.2.3 水源地污染风险评价

地下水脆弱性表征着研究区地下水本身抵抗污染的能力，污染源危害分级表征着不同污染源对地下水的污染风险水平的大小，二者叠加表征着研究区不同地区地下水污染风险的可能性大小。

（1）现状水源地污染风险评价

综合上述研究区区域污染风险分级图，基于ARCGIS平台，采用模糊综合评价方法按1：1权重叠加，获得水源地污染风险评价，其污染风险评价分区结果如图4.19所示。

图4.18 稳定开采条件下水源地区域污染风险分区图

图4.19 水源地污染风险分区图

从计算结果可以看出：基于水源地保护的水源地污染风险分区图中，污染风险高和较高的地区主要为水源地保护区所在地以及其西南地区，这些地区正是现状流场水源地保护区及其上游地区，这正是水源地水质需要特别保护的地区。另外，排污沟和工厂所在地也是高风险和较高风险地区，它们是主要的污染源，需要加强监管和控制。中等污染风险地区分布较为零散，主要在一级保护区北部村庄所在地，水源地保护区东部、东南部及东北部地区，是水源地污染风险评价中较低或低风险地区，主要是因为它们处于水源地下游地区或者不是保护区地下水的上游来水区域。

（2）预测水源地污染风险评价

综合上述基于Visual Modflow预测的区域地下水污染风险分区图与研究区保护区分区图，基于ARCGIS平台，采用模糊综合评价方法按1：1 权重叠加，获得预测的水源地污染风险分区，如图4.20所示。

图4.20 预测水源地污染风险分区图

从计算结果可以看出：污染风险高和较高的地区主要为水源地保护区所在地及其西南地区，这些地区正是现状流场水源地保护区及其上游地区，正是水源地水质需要特别保护的地区。另外，排污沟和工厂所在地也是高风险和较高风险地区，它们是主要的污染源，需要加强监管和控制。中等污染风险地区分布主要在一级保护区北部村庄所在地、保护区南部和东南部。水源地保护区东部、东南部及东北部地区，是水源地污染风险评价中较低或低风险地区，主要是因为它们处于水源地下游地区或者不是保护区地下水的上游来水区域。

⑹ 地下水污染风险评价方法

1.3.2.1 地下水脆弱性与污染风险的概念

地下水脆弱性指由于自然条件变化或人类活动影响，地下水遭受破坏的趋向和可能性，它反映了地下水对自然和（或）人类活动影响的应付能力，地下水脆弱性一般分为固有脆弱性和特殊脆弱性。

地下水污染风险是指地下水受到污染的概率及污染预期损害程度的叠加。它表示含水层中地下水由于地表的直接活动造成污染的概率。这种污染是基于地下水的用途而制定的一系列标准而言。当污染指标超过该地下水用途所规定的指标时，视其为污染。合并地下水污染源灾害分级图和地下水固有脆弱性图来代替地下水污染的概率，用地下水价值图来代替地下水污染的预期损害性。因此，地下水污染风险性高是指高价值的地下水资源受到灾害性高的污染源的污染。

1.3.2.2 地下水脆弱性及污染风险影响因素

地下水系统是个开放系统，系统变化除了受到含水层系统和地下水流动系统的影响，还受到地表状况、大气、土壤、包气带等过程的影响。表1.1详细列出了可能影响地下水脆弱性各类影响因素。

地下水污染风险影响因素除了表1.1中所列，还包括污染源的各种特征，如污染源种类、排放方式、排放量、特征污染物类别和性质、排放规模以及防护措施等。

表1.1 地下水脆弱性影响因素表

1.3.2.3 地下水脆弱性评价方法

地下水脆弱性的研究程度较高，评价方法较为成熟，目前国内外已有的评价方法主要有迭置指数法、过程模拟法、统计方法、模糊数学方法以及各种方法的综合等，具体信息见表1.2。

迭置指数法是通过选取的评价参数的分指数进行叠加，形成一个反映脆弱性程度的综合指数，包括指标、权重、值域和分级。它又分为水文地质背景参数法（HCS）和参数系统法，后者又包括矩阵系统（MS）、标定系统（RS）和计点系统模型（PCSM）。

表1.2 地下水脆弱性评价的主要方法表

国外对地下水脆弱性评价采取的模型主要包括：DRASTIC（Aller et al.，1987）、GOD（Foster，1987）、SINTACS（Civita，1993）、ISIS（Civita and De Regibus，1995）、Legrand、SEEPAGE（Gogu，2000）等。针对岩溶含水层的脆弱性评价模型有 GLA 法（Holting et al.，1995）、EPIK（Doerfliger et al.，1997）、PI（Goldscheider，2005）等。

目前，DRASTIC模型应用最为广泛（表1.3）。它假设污染物由地表起经土壤层、包气带进入含水层，污染物随降雨入渗到地下水中，污染物随水流动。DRASTIC 模型由7个水文地质评价参数组成，分别为：含水层埋深（D）、净补给量（R）、含水层介质（A）、土壤介质（S）、地形坡度（T）、包气带介质的影响（I）及水力传导系数（C）。模型中每个指标都分成几个区段（对于连续变量）或几种主要介质类型（对于文字描述性指标），每个区段根据其在指标内的相对重要性赋予评分，评分范围为1～10分。每个指标根据其对脆弱性影响重要性赋予相应权重，最后脆弱性指数为7个指标的加权综合，记为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——指标值；

W——指标的权重。

该模型通过增减指标的改进模型应用于美国各地、加拿大、南非、欧共体的各地潜水和承压水脆弱性评价。从表1.4中可看出，许多学者多将土地利用类型指标纳入评价指标体系中，并取得了更加客观的评价结果。不同的土地利用类型对于污染物进入到含水层的影响作用是不同的，它可以改变污染物的种类、数量和污染物进入含水层路径的长度和途径。

表1.3DRASTIC模型及农药DRASTIC模型中各指标权重表

（据Aller et al.，1987）

表1.4 地下水污染风险定义的发展历程表

国内研究者根据不同地区自然属性特征和污染物特征提出了3～11个不等的指标，采用不同的方法对权重加以优化，然后借助GIS技术或模糊数学方法进行地下水脆弱性分区。

过程模拟法是在水分和污染物运移模型基础上，建立一个脆弱性评价数学公式，将各评价因子定量化后，得出区域脆弱性综合指数。过程模拟法研究地下水脆弱性，不仅可以告诉决策者哪里可能会发生污染，而且会表明为什么会发生污染，什么时间可能发生污染，从污染机理上研究了污染物对于地下水系统影响程度和过程。认识地下水的来源和运动是过程模拟法研究地下水本质脆弱性的重点，关注污染物的来源、运移和转化是特殊脆弱性的评价重点。

统计方法是通过对已有的地下水污染信息和资料进行数理统计分析，确定地下水脆弱评价因子并用分析方程表示出来，把已赋值的各评价因子放入方程中计算，然后根据其结果进行脆弱性分析。利用统计方法解决非点源的地下水脆弱性在近几年中研究很多，逻辑衰减和贝叶斯方法是最常用的方法。常用的模型包括逻辑回归分析、线性回归分析法、克里格方法、实证权重法。目前统计法不如迭置指数法和过程模拟法应用广泛。

总的来说，国内外对地下水污染风险评价采用的主要方法是基于地下水脆弱性评价，在其基础上，增加诸如土地利用状况、污染源分布、污染源危害分级、地下水社会经济价值、开采井的集水范围等相关指标。但总体上，缺乏系统的地下水污染风险评价方法与参数体系。地下水污染风险不仅没有一个公认的定义，而且地下水污染风险评价所涉及的评价内容和方法在不断地探索、深入，但远远没有完善，更没有形成规范性的技术体系。

1.3.2.4 地下水污染风险评价方法

最初脆弱性研究只关注地下水系统的固有脆弱性或者叫易污性，随着研究的深入，人们关注的焦点转向了地下水系统抵御污染源荷载的脆弱性，称为特殊脆弱性。特殊脆弱性对污染源荷载比较敏感，污染源的轻微变化就能导致系统的变化；特殊脆弱性一般表现为污染源荷载作用下系统所遭受损失的大小或程度；特殊脆弱性与人类活动关系密切，人类的各种排污活动增加了自然系统的特殊脆弱性，相反减排和环境保护措施则会减小对自然系统的扰动。目前，国内外学者关于脆弱性的研究主要集中在3个方面：系统固有脆弱性的研究、系统特殊脆弱性研究和区域灾害脆弱性研究。关于地下水污染风险国际上还没有形成统一的定义，其发展历程见表1.4。

针对地下水系统，污染源荷载是指点源、面源等各种污染源对地下水造成污染的可能性和危害后果的严重性，影响污染源荷载的主要因素有污染源的量、排放或泄漏位置、污染源的类型、毒性、开采井的位置、开采层位，以及污染物在土壤和地下水中的迁移转化特征等。污染源荷载的大小反映污染源对地下水造成污染的可能性大小。

存在的主要问题：地下水污染风险评价是近十年来才成为的一个正式的概念，而且至今没有一个公认的定义。地下水污染风险评价所涉及的评价内容在不断地探索、深入，但远远没有完善，更没有形成规范性的技术体系；而且地下水污染风险评价一般是建立在地下水脆弱性评价的基础上，这样所评价的地下水污染风险往往只是在空间层面上，而对于时间上的风险评价往往很少提及。

可见，地下水污染风险评价所涉及内容及技术体系的完善化、规范化及地下水污染风险在时间层面的评价是地下水污染风险评价可能的发展方向。

⑺ 地下水污染现状评价方法及计算公式

地下水污染的空间差异需通过分区来体现。污染分区可以从单项污染组分不同地段上污染程度（即单项污染指数）的差异角度来划分，也可以从多项污染组分不同地段上综合污染程度的差异角度来划分。这里采用以各单项污染组分不同地段上污染程度的差异分区为分析基础，以多项组分不同地段上综合污染程度的差异分区为正式的污染等级分区。

地下水现状综合污染程度应遵照如下的原则和方法进行分区：

（1）地下水污染现状分区的空间范围：平面上限定在整个研究区，垂向上限定在同一含水层，一般限定在潜水含水层。

（2）地下水污染现状是按照“综合污染指数”进行分区的：即采用每个采样点地下水中多项污染组分的“综合污染指数”来判断地下水污染现状的等级归属^［29］。所谓“综合污染指数”是对应单项污染指标的“单项污染指数”而言的，但是，“综合污染指数”要求是按照“应调查测试的项目”计算出来的，这个“应调查测试的项目”个数多，而实际工作中取得的水样的测试项目往往距“应调查测试的项目”还有一些缺项，用缺项的实测项目资料计算出的多项污染组分的“综合污染指数”不是真正的“综合污染指数”（姑且称作“似综合污染指数”），为了避免概念上的混淆，当水质分析资料存在缺项的情况下，应回避“综合污染指数”，建议改用“复合污染指数”来表述实测资料缺项的多项污染组分计算出的“似综合污染指数”。严格来讲，因为用来确定“复合污染指数”的检测项目不完全，所以，其计算结果与“综合污染指数”比较可能会有偏差，造成等级归属有误，但是，在检测项目不全的情况下，采用复合污染指数总比仅仅用单项污染指数一种方法要好一些。当实际工作中所取水样的测试项目等于“应调查测试的项目”时，“复合污染指数”即是真正的“综合污染指数”了。

（3）复合污染指数PI是用多项污染组分的单项污染指数计算出来的，其计算借用了“综合污染指数”的公式：

供水水文地质计算

式中：PI_i为第i个水样的复合污染指数；

为第i个水样的n项污染组分各单项污染指数I_i，j（j＝1，…，n）的算术平均值；I_i-max为第i个水样的n项污染组分各单项污染指数I_i，j（j＝1，…，n）中的最大值。

单项污染指数I_i，j的计算公式：

供水水文地质计算

式中：C_i，j为第i个水样中第j项污染组分的实测含量（mg/L）；C_j-0为第j项污染组分的背景值（mg/L）。

对于某项背景值为含量区间的计算公式为：

供水水文地质计算

式中：C_j，m为第j项污染组分背景值含量区间的中值（mg/L）；C_j，max为第j项污染组分背景值含量区间的最大值（mg/L）。

式（8-2-1）中特别突出了污染程度最大项的作用，很大程度上体现了“一票否决”的原则。

（4）按照复合污染指数PI可划分出四个污染级别：PI≤1未污染区，1＜PI≤2.5轻度污染区，2.5＜PI≤5 中等污染区，PI＞5 严重污染区，为了叙述方便，本文依次称为一、二、三、四级污染区。

⑻ 哪里可以做地下水污染调查评价

地下水污染是工业发展的产物，很多国家都暴露除了地下水污染问题。为对全回国河流答和地下水质进行长期有效的监测，国家实行了全国水质调查评价计划，了解水质变化的影响因素及变化过程。做地下水污染调查评价，推荐中科检测。

⑼ 地面污染物对地下水污染风险经济学评价

本章主要是针对农田污水灌溉与农业施肥料等面状污染源、污水沟渠等线状排放、污水或垃圾处置等点源等对地下水可能造成的污染风险进行评价。这里以北京地下水污染风险评价为例来说明问题。

一、研究区基本情况

北京位于华北平原的西北隅，地理坐标为北纬39°28″～41°05″，东经115°21″～117°30″，属温带大陆性季风气候。

北京是我们伟大祖国的首都，是全国的政治中心和文化中心，是世界著名的古都和现代国际城市。北京的建设要弘扬民族优秀文化，进一步发展文化、教育、科技、体育事业，建设社会主义精神文明，保护古都传统特色，创建社会主义中国首都的独特风貌。

北京是一个拥有1600多万人口的大都市，经济和生产力都十分发达。地下水是其重要的供水水源，总可开采量达26.7亿方/年。

开展北京地下水污染风险经济学评价，对该市宝贵的地下水资源保护具有特别重要实际的意义，评价方法对其他地区地下水污染风险评价也具有重要的指导意义。

二、地下水污染的风险识别

1.北京水文地质条件使地下水污染成为可能

1.1 平原区水文地质条件(彩图8)^{［116、133～140］}

北京平原地区主要由永定河、潮白河、拒马河、沙河、错河、温榆河、泃河等河流冲积洪积作用形成的这一广大平原地区，因其沉积物松散、多孔隙、厚度大，成为地下水蓄存的天然仓储，在长期的地质作用及水文、气象因素的影响下，储存了丰富的地下水，成为北京地区的重要供水来源，北京各地因地下水补给、径流、排泄条件的差异变化及含水层岩性，埋藏深度的不同，其水文地质条件有较大的差别，由山前至平原大致可分为

(1)山前地带:即山区至平原的转折地带。地形坡度较大，在3%～5%以上，宽度1至数千米不等。含水层主要由坡、洪积作用形成的粘土碎石层组成，透水性差异变化大，地下水位埋深大，一般大于10m。水位变化幅度一般在5m以上，有的地区可达10～20m。地下水接受基岩裂隙和来自山区的供水以及本区降水入渗的补给，主要补给带是山区沟谷出口的山前洪积地带，是平原区地下水主要补给区之一。

(2)山前冲、洪积扇顶部地区:大致位于大石河苏村以北，昆明湖、莲花池以西，昌平马池口、羊坊、北安河以西，顺义牛栏山以北，平谷以东的平原地区。含水层主要由各河流作用形成的、厚度不等的砂砾卵石组成，导水性良好、渗透系数一般都在:0.116cm/s以上。地下水主要接受地表径流及本区降水补给，山区地表径流的15%～20%，本区降水的40%～60%的水量在这一地区入渗，是平原区地下水的主要补给区。

此区由山前至平原，含水层导水性渐差，地下水位埋藏深度渐浅，水位变化幅度和地下水水力坡降渐小，水矿化度渐增为其明显特征。河流出口的山前地带，含水层渗透系数一般可达0.35～0.58cm/s。地下水位埋深大于20m，南口北流村地区甚至可达60～70m以上，水位变化幅度大于3m，水力坡降在2‰～3‰以上;到冲、洪积扇地下水溢出带附近，含水层渐由多层砂砾石组成，渗透系数减至0.116～0.232cm/s以下，地下水位埋深、变化幅度渐减至1m左右，水力坡降递减至1‰。

此区的地下水主要消耗于侧向径流和人为开采，因地下水位埋深较大，潜水面蒸发占据很次要的地位。地下水位的升降变化直接反映了地下水补给与消耗量的变化，具有明显的相似性。

(3)冲、洪积扇地下水溢出带:位于冲、洪积扇顶部的边缘地带，是位置不很固定随地下水位升降变化而变化的变动带。丰水年及地下水补给期，水位升高，溢出带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，溢出带上限则向地下水流下方后撤;在地下水形成过量开采的永定河冲、洪积扇地区，则因地下水位的区域下降而消失。

此带的宽度有限，一般仅几千米，大者不大于10km。含水层在此带以下，即由一层渐变为多层，渗透性变差。地下水位埋深和变化幅度不大，一般都小于1m，有的地区甚至常年积水。主要接受上游地下水径流及本区降水入渗的补给，而很快消耗于潜水溢流及潜水面蒸发，不能大量形成对地下水的有效补给，是平原区地下水的主排泄区。地下水的开采主要是靠增加这一地区的有效补给减少其溢出量和潜水面蒸发量来获取。

(4)冲、洪积平原地区:即房山东南、海淀北部、昌平马池口、羊坊以东、平谷西部及朝阳、顺义、通州、大兴广大平原地区。这一地区含水层由浅部潜水层及深部多层承压水组成。浅部潜水层，在古河道带含水层主要为砂层;非古河道带，主要为黏性土层、或黏性土与下部第一层砂砾石层组成统一含水层，透水性较差。地下水主要接受大气降水，灌溉回渗水的入渗补给，以垂直循环为主，水平径流条件差，地下水主要消耗于人为开采、潜水面蒸发，和向深部承压水层的越流入渗。深部承压水层、多由数层厚度不等的砂、砂砾石组成。渗透系数一般介于0.0232～0.116cm/s之间，靠近冲、洪积扇顶部地区，可大于0.116cm/s，而在大兴、通州南部及延庆中部则可小于0.0232cm/s。在非开采区，有比潜水位较高的压力水头，有的甚至可高出地表，主要接受冲、洪积扇顶部侧向径流的补给，局部构造部位，受基岩水顶托的补给，水位变动很小，年变化幅度一般不超过2m。在开采区、除上述补给外，还受上部水层越流入渗的补给、随着开采强度的增大，承压水位下降逐渐低于潜水位，导致潜水越流补给，水位变化幅度亦随之增大，一般都比潜水位变化幅度大，在透水性差的地区，水位年变幅甚至可10m以上。

1.2 平原区环境水文地质概况^{［116、133～149］}

如前所述，北京的自然地理、地质、水文地质条件:山区、山前与平原各地的岩石、构造与地下水动力条件的不同;包气带岩性变化及其厚度的分布特征;化学组分与总盐量的分布差异等，奠定了北京天然的地下水化学环境，成为人类活动影响下地下水污染的基础。

北京山区岩溶裂隙水、风化裂隙水、孔隙水，由于地下水径流排泄条件好，交替强烈，水质优良。

在平原区的顶部，多为潜水，含水层单一，水力坡度大，径流通畅，水交替强烈，水质良好，但是由于该区是单一的砂卵砾石，颗粒粗，有的甚至裸露或覆盖层很薄，透水性强，防护性差，使地下水易于遭受人为污染。

在冲洪积平原的中下部，含水层由单层变多层，颗粒变细，富水性变弱，上面为潜水，下面为多层承压水层。潜水含水层由于颗粒细、水力坡度小、渗透性能差，水平径流迟滞，以垂直补给、排泄为主。该地带承压水层次多，比潜水水质要好，地表覆盖层较厚，对深层承压水有一定的保护作用。

本区各河流沿岸，大石河，温榆河沿岸上段，昌平北部，密云、怀柔、顺义的东部，延庆北部等地，表层黏性土厚度小于2m，岩性为黏砂、砂黏夹卵砾石或砂类土直接裸露地表，地下水自然防护条件差;清河镇－海淀－金鼎街－衙门口－南苑、大兴104农场－西梨园、礼贤－安定、通州史村－关隆庄、通州北运河与潮白河沿岸、顺义区汉石桥－北务、密云韩各庄、杨宋各庄、怀柔城关－西三村等表层黏性土厚度2～5m，地下水自然防护条件差。北京东郊、通州东部、大兴东南部、房山长阳、怀柔水库南部到顺义东部、平谷南部等表层黏性土厚度为5～10m，地下水自然防护条件好。北京东南郊、昌平西南部、房山东部、东南部，大兴北部、通州南部、顺义西部与平谷相邻的地带等黏性土厚度大于10m，地下水自然防护条件好。

2.地面存在大量污染源

在北京平原地区大量耕地施用化肥、农药，并大面积进行污水灌溉;大量生活与生产用污水以沟渠排放或零星点状排放;同时，调查表明(北京垃圾地调项目)，区内存在近200个简易或随意垃圾场，7个垃圾卫生填埋场。这些都构成了北京平原区地下水污染源，对总允许开采量为26.7亿方的地下水质量形成了威胁。

3.取水井或构成地表污染源与地下水的连通通道

实地调查发现，北京平原区(包括防护能力很好的A区在内)大量的采水井，已经成为污水、垃圾等污染源进入地下水含水层的通道，并造成地下水居住的污染。

综上所述，北京平原区地下水污染风险主要因为地面存在大量污染源，而水文地质与环境地质条件、人工开采井等容易让污染物进入地下水而造成污染。

三、地下水污染的概率评估

地下水污染的概率评估方法，本例采用第八章第二节介绍的方法。即先进行区内地下水污染防护能力分区，然后根据污染防护性能计算地下水污染概率。

1.地下水防护性能分区

1.1 分区参数的确定

垃圾场对地质环境的污染物主要体现在地下水上，而对地下水起决定性防护作用的就是有效阻隔层足额厚度H_z。因此，我们以有效阻隔层足额厚度H_z作为垃圾处置场地质环境分区的主要因素。

1.2 分区参数标准的确定

垃圾渗滤液中的污染成分是十分复杂的，概括起来分有机污染物和无机污染物两类。根据现有国内外对垃圾场渗滤液中污染物的生物化学性质、污染物在地层中迁移转化、黏性土对垃圾污染物的净化和阻隔能力的研究结果^{［108、117、213］}，确定地质环境条件分区参数标准确定见表9－1－1:

依据表9－1－1中的标准，我们把北京市平原区未来垃圾处置规划区分为地质条件理想的地区、地质条件较好的地区、地质条件基本合格的地区和不宜填埋垃圾的地区四类。

表9－1－1 地质环境条件分区参数标准^［116］

1.3 地质环境条件分区结果

根据北京市平原区大量的地质、水文地质、工程地质等方面的钻孔资料及我们调查数据，应用上述分区标准，对北京市平原区进行分区，得到如彩图9所示的分区结果。

2.地下水污染概率计算

根据上表9－1－1中的黏性土(含砂质粘土、粉质粘土、粘土、胶泥土)厚度(包括累计厚度)在区内的分布情况，利用式(8－2－11)进行污染危险概率计算，得到研究区地下水污染危险概率分布如彩图10所示。

四、地下水污染的风险评估

1.地下水污染造成的损失计算

地下水污染造成的危害包括地下水功能丧失、危害人类身心健康、影响植物生长、破坏生态环境等。理论上，在计算其风险时应包括所有这些危害，包括所有直接经济损失和间接经济损失;但由于实际上要量化计算所有的损失是不可能的。在本例中，由于资料数据的缺少，即使是计算地下水污染后功能价值的损失都困难。考虑到本例以评价地表所有面状、线状和点状污染源对地下水的污染风险为目的，地下水污染造成的损失，在更详细参数求不到的情况下，以地表污染源可能造成的单位面积(km²)地下水资源污染量来代表地下水污染损失。

对研究区水文地质资料和近期研究成果分析，包括对地下水含水层结构、性质、厚度及地下水位动态和地下水潜力调查结果等综合研究，概算出研究区每平方千米地下水储量的分布状况如彩图11所示。

2.地下水污染造成的风险评估

根据计算方法:风险=危险概率×损失，计算出评价区个小区内污染单位面积(km²)的地下水量，并以0～20万m³/km²、20万～100万m³/km²、100万～220万m³/km²、220万～400万m³/km²为界限，分4个等级，综合绘制成“北京地下水污染风险等级分布图”(彩图12)。彩图12即是评价区地下水污染风险评价结果图。

五、地下水污染的风险评判

(1)含水层上部隔水黏性土越厚，污染危险性概率越小;反之亦然。从评价区地下水污染危险性概率分布情况(彩图10)来看，评价区东边比西边污染可能性小，污染概率具体分布情况见彩图10。但地下水污染风险大小除污染危险性概率外，还受到地下水储量大小控制:地下水储量越大，风险越大;反之亦然。地下水储量具体分布情况见彩图11。

(2)风险评价结果表明，即使是含水层上部隔水黏性土很厚、防护性能很好的A₁、A₂、A₃区(彩图9)，地下水也有被污染的可能，污染相对概率小于5%。风险一般为0～20万m³/km²(彩图12)。其污染风险主要来源于连通了地下水含水系统的人工开采井。

(3)B₁、B₂(彩图9)是污染防护性能仅次于A₁、A₂、A₃区的区域(彩图9)，地下水污染的相对概率为5%～55%，大部分区域的地下水污染风险为20万～200万m³/km²(彩图12)。污染风险主要原因为含水系统上部黏性土比较薄及连通了地下水的人工开采井。

(4)污染风险最大的区域主要分布在清河、大红门、西红门一线以西，巨山村、高立庄一线以东，清河以南、大兴城以北(彩图12)，这一区域地下水污染的相对概率为55%～95%(彩图10)，地下水污染风险为220万～400万m³/km²(彩图12)。主要原因是本区域地下水之上的阻隔性黏性土薄，防护能力弱，且这一带为北京地下水主要水源地，地下水储量大而丰富，富水性高。

(5)在巨山村、高立庄一线以西，大宁水库、北庙连线以东等区域，地下水污染的相对概率为大于95%，地下水污染风险为100万～220万m³/km²(彩图12)。尽管污染概率比上述“3”所述区域大(大于95%)，但由于地下水储量比较小，风险比这一区域小(彩图12)。风险原因主要是本区域地下水之上的阻隔性黏性土薄，防护能力弱，且部分为地下水水源地。

(6)在评价区的最西部，尽管绝大部分基岩裸露，黏性土阻隔层极薄，地下水污染的相对概率大于95%(彩图12)，但由于本区地下水储量极小，因而风险和地下水储量大、黏性土阻隔层极厚的地区一样小，在1万～20万m³/km²之间(彩图10～彩图12)。

六、地下水污染的风险控制

北京是个水资源极度匮乏的城市，地下水是其主要供水水源，地下水进一步污染将导致水资源更加短缺，水资源的供需矛盾会更加尖锐。为使北京实现可持续发展，必须采取措施降低或控制其地下水水资源的污染。可选择的措施如下:

(1)按标准和规范建立垃圾卫生填埋场或焚烧场，将现在排放的城市垃圾进行填埋或焚烧等无害化处置;对堆放在风险大(大于20万m³/km²)地区的固体废物，尤其是风险大于100万m³/km²的区域的“三废”要坚决清除掉，将搬运到卫生填埋场进行处置。

(2)清理或治理现有(尤其是污染概率大于55%区域)排污河道或沟渠，并不向其中再排放污水;杜绝任何单位和个人乱排污水。从根本上去掉地下水污染源。

(3)停止在污染概率大于55%区域进行污水灌溉，并改变农田施用肥料。

⑽ 地下水污染健康风险评价

12.6.2.1 评估方法

本文采用韩冰和何江涛等提出的计算公式，但是在此对四氯化碳的自然衰减作用未考虑在内，仅考虑了经处理后四氯化碳的残留比TF。饮水途径的单位体重日均暴露剂量CDI可按式(12.11)、(12.12)、(12.13)、(12.14)进行计算:

CDI_水=TCR_e+TCR_b (12.11)

式中:CDI_水为饮用水途径的日均暴露量，mg/(kg·d);TCR_e为饮水途径的日均暴露量，mg/(kg·d);TCR_b为洗漱皮肤接触途径的日均暴露量，mg/(kg·d)。

饮水途径暴露计算:

变环境条件下的水资源保护与可持续利用研究

式中各项因子意义见表12.39。

皮肤接触途径暴露计算:

变环境条件下的水资源保护与可持续利用研究

式中各项因子意义见表12.39。

变环境条件下的水资源保护与可持续利用研究

式中各项因子意义见表12.38。

表12.38 地下水污染健康风险评价模型参数表

暴露周期指特定土地利用方式下人体可能暴露于土壤特征污染物的时间。参考美国和加拿大国家环境保护部门制定的相关参考标注值，定义居住用地方式下的暴露周期为70a;暴露频率指一年内人体暴露于土壤特征污染物的天数，定义工业和居住用地方式下的暴露频率为365d/a;对于工业和居住用地方式，应保证终生(70a)暴露于土壤特征污染物无显著健康风险。考虑到儿童和成人行为模式的不同，可能导致对污染土壤的不同暴露情况，故分别计算儿童暴露周期(1～6a)和成人暴露周期(7～70a)内的暴露量。儿童和成人的每日土壤口腔摄入量参照了美国环保总署及有关州的默认数值(USEPA， 1996;NMED，2004)。由于人体暴露于土壤特征污染物的致癌效应为终生累加效应，故将一定暴露周期内的暴露剂量在寿命期内进行平均，定义平均寿命时间为70a(25550 d)。根据国内已有的研究和数据资料，我国0～6岁儿童的平均体重为13.6kg，平均身高为93cm;成人的平均体重为60kg，平均身高为163cm。

12.6.2.2 评估因子

本次工作地下水污染风险评价因子的选取，参考《污染场地风险评估技术导则》(报批稿)中附录A污染场地风险评估的启动值中规定并在本次工作有检出的因子，分别为甲基叔丁基醚、苯、甲苯、乙苯、间对二甲苯、邻二甲苯、萘、苊、芴、菲、蒽、荧蒽、芘和苊烯共计14项。

12.6.2.3 评估结果分析

将关键参数值输入mmSOILS模型中，计算得到场地的地下水污染的健康风险值(表12.39、表12.40)。

表12.39 调查区深层地下水污染健康风险评估结果表

表12.40 调查区浅层地下水污染健康风险评估结果表

(1)地下水污染风险评估结果分析

由上表可知，调查区不同监测点地下水对该地区产生的健康总风险值在0～3.17×10^-4之间，大于美国环境保护署人体健康风险建议值10^-6，也大于美国环境保护署对污染场地修复时认为所能承受风险水平10^-4的上限。因此，调查区内部分区域的地下水需立即开展地下水环境修复治理工作。

同时深入分析可知，调查区深层地下水对该地区产生的健康总风险值在0～1.03×10^-7之间，小于美国环境保护署人体健康风险建议值10^-6。因此，调查区内深层地下水无须开展地下水环境修复治理工作。

调查区浅层地下水对该地区产生的健康总风险值在8.21×10^-10～3.17×10^-4之间。其中大于美国环境保护署人体健康风险建议值(10^-6)的点位为QS-1和QS-2点，其全部位于加油站站区内。另外大于美国环境保护署对污染场地修复时认为所能承受风险水平10^-4的上限的点位为QS-3点，也位于加油站站区内。加油站场地以外各点均小于美国环境保护署人体健康风险建议值(10^-6)。综上所述，调查区内的加油站站区内的浅层地下水亟待开展地下水环境修复治理工作。

(2)地下水污染风险特征分析

综合分析加油站场地内3个监测点所取的5个水样的地下水污染风险评估结果(图12.55～图12.59)，可知加油站厂区内地下水污染风险可分为两种特征:

图12.55 加油站QS-1监测孔地下水污染风险结构饼图(SYQS-010水样)

图12.56 加油站QS-2监测孔地下水污染风险结构饼图(SYQS-009水样)

第一种为以QS-1和QS-2点为代表，其主要污染风险特征便现在，地下水的污染风险主要表现在甲基叔丁基醚(污染风险占标率为25.2%～48.6%)和苯系物(污染风险占标率为51.4%～74.8%)，其多环芳烃类的污染风险为零。

第二种为以QS-3点为代表，其主要污染风险特征便现在，地下水的污染风险主要表现在甲基叔丁基醚(污染风险占标率为37.6%～42.9%)、苯系物(污染风险占标率为12.4%～24.5%)和多环芳烃类(污染风险占标率为37.9%～44.7%)的污染风险为主。

图12.57 加油站QS-2监测孔地下水污染风险结构饼图(SYQS-019水样)

图12.58 加油站QS-3监测孔地下水污染风险结构饼图(SYQS-008水样)

图12.59 加油站QS-3监测孔地下水污染风险结构饼图(SYQS-018水样)