关于分布连续稳定的包气带防污性能（ ）与包气带厚度（B）和包气带垂直渗透系数（K）之间的关系描述，正确的是（ ）。
A 、B/K
B 、K/B
C 、BK
D 、1/BK
【正确答案：A】
表-包气带的防污性能分类标准分级 包气带岩土的渗透性能强 Mb≥1.0m，K≤1.0×10-6cm/s，且分布连续、稳定中 0.5m≤Mb<1.0m，K≤1.0×10-6cm/s，且分布连续、稳定Mb≥1.0m，1.0×10-6cm/s。
为了进一步阐述上述模型的使用方法，本节将使用松散沉积层包气带防污性能评价模型以某区域为例进行防污性能评价的计算演示。
假设该区域范围内污染物的初始浓度为100μg/L，将穿透整个包气带到达地下水面时污染物的浓度为初始浓度的1%，即1μg/L作为浓度限制，通过计算污染物需要多少时间才会达到该限制浓度，直接按照耗费的时间长短作为该地区防污性能的评价标准。
以某地区的10个典型包气带钻孔为例依次进行研究，系统的介绍该模型的计算及评价方法。首先，根据松散沉积物命名表将10个包气带钻孔进行细致划分，标明各层的厚度，然后按照忽略薄夹层，合并相似层的原则，对相对阻滞系数相同、渗透系数相同或细小的夹层进行厚度合并与概化，统一为一个整体层位便于下步计算。10个钻孔的概化结果见表7.5～表7.14。
表7.5 某包气带A钻孔剖面岩性表
注由于两层亚粘土之间夹有的砂层很薄，因此将其直接归入亚粘土中，不另外计算其层位的相对阻滞系数。
表7.6 某包气带B钻孔剖面岩性表
续表
注由于粉砂与细砂的相对阻滞系数相同，因此将两层合并，夹在亚粘土中的细砂层与粗砂层较亚粘土层薄，因此与上下亚粘土层合并为一个整体，夹层不再做单独计算。
表7.7 某包气带C钻孔剖面岩性表
注由于粉细砂与粗砂的相对阻滞系数相同，因此将两层合并，不做单独计算。
表7.8 某包气带D钻孔剖面岩性表
注由于粉细砂与含砾中细砂的相对阻滞系数相同，因此将两层合并，不做单独计算。
表7.9 某包气带E钻孔剖面岩性表
表7.10 某包气带F钻孔剖面岩性表
注由于淤泥与粘土的相对阻滞系数相同，因此将两层合并，不做单独计算。
表7.11 某包气带G钻孔剖面岩性表
表7.12 某包气带H钻孔剖面岩性表
表7.13 某包气带I钻孔剖面岩性表
表7.14 某包气带J钻孔剖面岩性表
注由于亚粘土与粉砂亚粘土互层的渗透系数相同，因此将两层合并，不做单独计算。
根据表7.5～表7.14的岩性概化结果可进行下步计算，A～J剖面的数据都在表7.5～表7.14中列出。按照7.3.2中给出的计算方法，先对A剖面进行计算，设定初始浓度100μg/L，限制浓度为初始浓度的1%，即1μg/L，垂向深度单元数为111，将表7.5中列出的各种介质的阻滞系数Ri'代入非均质包气带的公式(7.3)中，得y=60，即需要60个时间单元使得到达地下水面的污染物浓度达到1μg/L，接下来要计算的是走完一个单元的具体时间，根据表7.5中列出的渗透系数及公式
T=t1+t2+t3+…+tn=L1/K1+L2/K2+L3/K3+…+Ln/Kn即
TA=(4/0.5+11/0.1+8/1+53/0.1+6/20+29/0.1)/365=2.6年，那么污染物在A剖面中累积浓度达到限制浓度所耗费的时间为时间单元数yA×TA=60×2.6=156年。
按此步骤依次计算余下的9个钻孔，其中
污染物在B剖面中累积浓度达到限制浓度所耗费的时间为时间单元数yB×TB=56×2.43=136年。
污染物在C剖面中累积浓度达到限制浓度所耗费的时间为时间单元数yC×TC=7×0.5=3.5年。
污染物在D剖面中累积浓度达到限制浓度所耗费的时间为时间单元数yD×TD=27×1.14=30.9年。
污染物在E剖面中累积浓度达到限制浓度所耗费的时间为时间单元数yE×TE=42×1.90=79.7年。
污染物在F剖面中累积浓度达到限制浓度所耗费的时间为时间单元数yF×TF=14×0.89=12.4年。
污染物在G剖面中累积浓度达到限制浓度所耗费的时间为时间单元数yG×TG=35×1.66=58年。
污染物在H剖面中累积浓度达到限制浓度所耗费的时间为时间单元数yH×TH=29×2.15=56年。
污染物在I剖面中累积浓度达到限制浓度所耗费的时间为时间单元数yI×TI=47×2.6=101年。
污染物在J剖面中累积浓度达到限制浓度所耗费的时间为时间单元数yJ×TJ=13×0.77=10年。
通过计算发现，不同的剖面达到相同限制浓度所耗费的时间各有不同，计算结果见表7.15。
表7.15 10个包气带剖面防污性能评价结果
从表7.15中可以看出，同种污染物通过不同厚度、不同结构的包气带剖面所耗费的时间各有不同，且差异较大，污染物进入地下水的累积浓度达到1μg/L时所耗费的时间最少为10年，最多的可达到156年。据上节所述，包气带的厚度及结构对其防污性能都有着十分重要的影响，其中，包气带的厚度越厚，污染物进入地下水的途径就越长，去除污染物的容量就越大，地下水受到污染物威胁的可能性也就越弱而包气带结构中阻滞能力较强的夹层有增强整个包气带防污性能的效力，夹层越厚，污染物到达地下水的浓度也越低，整个包气带的防污性能就越强。因此，下面就从该区域的包气带厚度及阻滞能力强的粘土、亚粘土层厚度出发，分析其对防污性能的影响及其影响的重要性。
图7.1 影响防污性能的因素分析图
图7.1分别绘制了剖面厚度及剖面中粘土、亚粘土厚度对防污性能的影响，从图7.1中可以看出，不管是整个剖面的厚度还是其中粘土、亚粘土层的厚度都与防污性能有着较好的正相关关系，拟合方程分别为y=0.497x+36.417，y=0.4965x+17.15，R2分别为0.8418和0.978。从拟合的相关系数不难发现，粘土、亚粘土层的厚度对包气带的防污性能影响高于整个包气带厚度所产生的影响，也就是包气带的结构对整个包气带的防污性能影响更为重要，且本研究建立的评价模型能很好地反映出结构差异造成的防污能力差异。粘土、亚粘土层的有机碳含量较高，且土壤质地较密集，孔隙度小，污染物通过该层所耗费的时间长，因此就有充足的时间在土壤中发生吸附作用，且含量较高的有机碳能吸附更多的污染物，进而降低污染物的浓度而砂质土壤，它的孔隙度较大，污染物在该层的渗流速度较大，因此在该层停留的时间就越短，不能够很好地进行吸附反应，污染物的去除也不充分，致使污染物能较快地进入地下水，且进入地下水的浓度也较通过粘土层的高。由此可知，粘土、亚粘土是松散沉积层中防污性能最好的质地，其在包气带结构中占据的越多或者越靠近包气带的上部，阻滞污染物进入地下水的能力就越强，从而提高整个包气带介质的防污性能。总之，通过使用该评价模型计算结果可知，该松散沉积层内各包气带的防污性能由好至差的排序为A＞B＞I＞E＞G＞H＞D＞F＞J＞C。
本章所讨论的松散沉积层细化包气带的评价体系仅仅是一种新思路的提出，在很多防污性能评价方法的研究中，研究者们都已认识到了包气带对地下水防污能力的影响，且在修正各种评价方法的时候都突出强调了包气带介质在地下水防污性能评价中的重要性。本研究建立的评价模型本着突出包气带介质重要性的前提，从结构上对包气带进行了更为细致的刻画，分析包气带结构的差异对地下水防污性能的贡献及影响。鉴于中国的地下水供水水源地大部分在松散沉积物区，故该评价方法主要是从松散沉积层的角度出发，地下水考虑的也仅是潜水含水层，根据这种思路构建的一套细化包气带的防污性能评价体系。实例计算是从以往的研究中选取了10 个较有代表性的钻孔资料，从钻孔的概化 ( 阻滞系数相同的层位可合并或将细小夹层与上下层位进行合并) 、参数的获取 ( 从给出的参数表中根据具体岩性名称查取各个层位的相对阻滞系数及渗透系数) 、计算 ( 根据所获取的参数计算污染物进入地下水所需的时间) 到最后的评价，对评价体系中的计算方法进行了一次有针对性及代表性的演示，遗憾的是，由于缺少实测资料而未能对该防污性能评价方法进行系统的验证。本研究提出的通过细化包气带的结构对地下水防污性能评价的方法虽然是一种尝试但还是有其实用价值的，它即能单独作为松散沉积层包气带结构的一种评价模式应用于其他的含水层评价中，也可作为某些防污性能评价方法的补充，尤其是评价污染物在包气带介质中垂向途径上的迁移。
一、包气带地质结构
(一)包气带厚度的确定
地表至潜水面之间的地带称为包气带。降水渗入、灌溉回渗等通过包气带才能到达潜水面，补给潜水。也就是说，浅层地下水主要通过垂直入渗得到补给，在浅层地下水得到补给的过程中，石油开采中的落地油、管道渗漏油等污染物质通过包气带污染地下水。因此，包气带是引起和防止地下水污染的主要途径和场所。根据调查资料，确定本区包气带厚度1～3m，在黄河河道带和决口扇高地包气带厚度较大，一般为2～3m，其他区域包气带厚度较小，一般1～2m。
照片13-1 落地原油污染
照片13-2 废油井污染
照片13-3 石油钻探中钻井岩屑及泥浆的污染
照片13-4 开采过程中油井附近石油原油抛撒
照片13-5 输油管线泄漏(1)
照片13-6 输油管线泄漏(2)
照片13-7 石油化工企业等废水排放
照片13-8 石油化工企业等废水排放
(二)岩性特征
依据土的特性，将其归属为砂性土和粘性土两大类。砂性土包括细砂、粉细砂、粉砂和粉土，粘性土包括粘土和粉质粘土。
粉土浅黄、黄褐色，土体稍湿，松散。全区均有分布，主要分布在包气带中上部。
粉砂和粉细砂黄褐色，可见云母碎片及暗色矿物，分选一般，可分辨石英和长石矿物，土体稍湿—湿，松散。主要分布在区中部以南沿金堤河一带包气带中下部。
粘土和粉质粘土黄褐、灰褐色，可塑，含钙锰结核和少量的铁锈染。主要分布在调查区西北包气带下部。
该区中北部区域为黄泛平原区，包气带岩性为近代黄河泛滥冲决形成，颗粒较粗，岩性北部以砂性土为主。西南部区域为山前冲洪积扇前缘与黄河泛滥平原交接地带，包气带岩性相对较细，以粘性土为主。
(三)土体地质结构特征
粘性土和砂性土两类土体渗透性能、土体自净能力明显不同。因此，两类土体的不同组合，构成了本区包气带土体不同的地质结构类型。本区可分为砂性土单层结构区、砂性土—粘性土多层结构区和粘性土单层结构区三种土体地质结构类型(图13-2)。
图13-2 包气带岩性结构图
砂性土单层结构区岩性以粉土为主，砂性土中粉土占65%，粉砂土占35%。分布在陈官—六户以北和丁庄—田庄以东大部分区域，分布面积约为2890km2，占总面积的76%。
砂性土—粘性土多层结构区岩性以砂性土为主，砂性土占61%，粘性土占29%。主要分布在垦利—永安—西宋之间，以及垦南胜采指挥部西部、胜坨西部黄河滩区、牛庄东北、陈官庄南部和广北农场等局部地段。分布面积约380km2。占总面积的10%。
粘性土单层结构区岩性以粉质粘土为主，粉质粘土占85%以上，粘土10%左右。分布在陈官—六户一带及其南部区域，分布面积约530km2，占总面积的14%。
二、包气带渗透性能
包气带垂直渗透性对污染组分运移和淋洗、土壤自我净化有着很大影响。包气带垂直渗透性能主要受控于包气带岩性及土体地质结构。为了解包气带垂直渗透性，选择了不同土体结构区，采用双环法(图13-3)进行5组渗水试验。渗水试验点包气带岩性结构剖面见图13-4。
图13-3 渗水试验装置示意图
图13-4 渗水试验包气带岩性结构图
利用下式计算渗透系数(K)
山东省地质环境问题研究
式中Q为稳定渗入水量(m3/d)L为试验结束时水的渗入深度(m)F为内环渗入面积(m2)Hk'为毛细压力(等于毛细上升高度之半)(m)Z为内环水层厚度(m)。
渗水外环直径50cm，内径28cm，采用定水头控制，试验水层控制深度10cm，稳定试验历时330～420min。试验计算成果见表13-3。
根据本次试验并结合搜集资料分析(表13-4)，本区砂性土垂直渗透性能较强，渗透系数较大，一般在大于0.5m/d以粉粘为主的土层垂直渗透性能较弱，渗透系数相对较小，一般小于0.5m/d而粘性土土层垂直渗透性能最弱，垂直渗透系数最小，一般小于0.1m/d。
表13-3 渗水试验计算成果表
表13-4 包气带岩性垂直渗透性能一览表
注编号渗为本次试验资料，编号Sse为搜集资料。
三、包气带自净能力
(一)土壤自净试验
为了解土壤对污染物质的吸附净化和自净能力，在垦利县城南部进行了1组自净试验。试验过程是对试验场地进行污水浸灌，取样测试试验前后不同时间、不同深度(0.2～1.0m)土壤污染组分含量变化。同时，还利用不同时期的5组自净试验资料，用来了解土壤污染自净能力。
1.Zj1自净试验(垦西)
Zj1自净试验位于垦利南部中瑞华工厂北溢洪河畔胜坨油田。2005年6月11日开始进行Zj1自净试验，包气带土体结构及石油类含量的动态曲线见图13-5。试验中地表水石油含量1.95mg/L(表13-5)，试验用水110m3，试验面积22m2×15m2，故试验注入土壤中油为0.65g/m2。
图13-5 Zj1自净试验(垦西)土体结构及土壤中石油类含量动态曲线
表13-5 Zj1土壤自净试验水土监测成果表
注土壤污染组分单位为mg·kg－1，水污染组分单位为mg·L－1。
试验前试验场地不同深度土壤污染剖面石油类组分和重金属含量相对较低，并且浅部明显高于深部。
由于试验场地包气带岩性为粉土，试验用水源为中瑞华工厂废水(石油含量高)，试验后1d地下水迅速下渗，并且石油被大量吸附，不同深度(0.2～0.5m)的土壤迅速被污染，石油含量急剧升高。
随后的时间里，土壤石油类组分含量开始下降，在经过了1个雨季(116d)的包气带土壤淋滤和自净分解(主要是自然降水淋滤)后，浅表(0.2m)土壤石油类组分含量下降了近1/3，中层(0.5m)土壤石油类组分含量下降了近1/2。
在进入平水季节后，虽有降水，但明显降低，在不到2个月的时间里，浅表土壤石油类组分含量大幅度降低，可能与石油的自然降解周期、浅表土壤通透性和光合作用密切相关中层土壤石油类组分含量不降反升，可能与石油污染组分下移的多次污染有关。
2.Sz1自净试验(黄河口北)
Sz1自净试验位于黄河口镇北黄河外滩区垦利油田，包气带土体结构及石油类含量的动态曲线见图13-6。试验中地表水石油含量0.16mg/L(表13-6)，试验用水110m3，试验面积22m2×15m2，故试验注入土壤中油为0.053g/m2。
图13-6 Sz1自净试验(黄河口北)土体结构及土壤中石油类含量动态曲线
试验前试验场地不同深度土壤污染剖面石油类组分和重金属含量由浅至深呈降低趋势，也就是说，浅表土壤较中、深部土壤污染重。
试验后3d，在入渗水流的淋滤作用下，地表水石油向下部迁移，致使0.2m处土壤中石油类含量明显升高0.2～0.55m深处存在粘土夹层，对试验入渗水、油都有较强的隔阻作用，致使由上部地层淋滤下来的石油类滞留于该层中，使0.5m处石油浓度略有升高0.55～2.0m处岩性为粉土层，对石油类的吸附作用较强，石油类迁移速度较慢，但水的渗流速度较快，淋滤作用较强，使1.0m以上土壤中被吸附石油经淋滤而向下迁移，使1.0m处土中石油类含量也有趋升。由于试验水源石油类组分含量相对较低，故3d后的各个深度土壤石油类组分含量虽有不同程度的升高，但升高的幅度较小。
试验30d后，在6月份1个月的降水自然淋滤下，0.2m处土中石油类含量明显下降由于0.2～0.55m深处粘土层的存在，上部淋滤下来的石油继续在此聚集，致使0.5m处石油类含量不降反升，而且升幅还较大雨季区内地下水位埋深小于1.0m，1.0m处土壤中被吸附的石油在地下水渗流的作用下，被洗刷分解吸附，土壤中的吸附石油含量降低。
自净试验注水后90d，试验场经过3个月的雨季淋滤作用和自然降解作用，浅中层土壤石油类组分含量均呈有较大的下降。
3.Sz2自净试验(丁庄南)
Sz2自净试验位于广饶县东北部丁庄镇南部小清河畔八面河油田区，包气带土体结构及石油类含量的动态曲线见图13-7。试验中地表水石油含量0.053mg/L(表13-7)，试验用水120m3，试验面积22m2×15m2，故试验注入土壤中油为0.019g/m2。
表13-6 Sz1土壤自净试验水土监测成果表
注土壤污染组分单位为mg·kg－1，水污染组分单位为mg·L－1。
图13-7 Sz2自净试验(丁庄南)土体结构及土壤中石油类含量动态曲线
表13-7 Sz2土壤自净试验水土监测成果表
注土壤污染组分单位为mg·kg－1，水污染组分单位为mg·L－1。
试验前试验场地不同深度土壤污染剖面石油类组分和重金属含量由浅至深呈降低趋势，即浅表土壤较中、深部土壤污染重。
石油水源石油类组分含量较低，但试验场地西50m有一新建油井，场地表层土中石油含量较高。试验后3d，在入渗水流的淋滤作用下，地表石油向下部迁移，致使0.2m处土壤中石油类含量迅速升高。0.3～0.5m深处存在有粘土层，其孔隙度很小，对试验入渗水、油都有较强的隔阻作用，致使由上部地层淋滤下来的石油类滞留于该层中，使0.5m处石油浓度也有较明显的升高。0.5m以下岩性为粉土，对石油类的吸附作用较强，石油类迁移速度较慢，但水的渗流速度较快，淋滤作用较强1.0m以上土壤中被吸附的石油经淋滤而向下迁移，使1.0m处土中石油类含量也随之增高。
试验30d后，在6月份1个月的降水自然淋滤下，0.2m处土中石油类含量明显下降0.3m以上均为粉土层，其对石油类的吸附作用较强，上部淋滤下来的石油类还没有穿越该层，致使0.5m处石油类含量在入渗水流的淋滤作用下逐渐降低。雨季区内地下水位埋深小于1.0m，1.0m处土壤中被吸附的石油在地下水渗流的作用下，被洗刷分解吸附，土壤中的吸附石油含量趋降。
试验后90d，试验场经过3个月的雨季淋滤作用及自然降解作用，土壤中不同深度的石油类污染物含量均呈下降趋势。
以上3个不同土体结构自净试验表明，土中石油类污染物的降解及迁移受多种因素的共同作用，一般说来，粉土对石油类的吸附能力大于粉质粘土，但由于粉土中水的渗流速度快，其淋滤作用强于粉质粘土粘土层由于其孔隙的孔径小，对石油类污染物的迁移具有明显的阻滞作用。三处试验的共同特点是各处土中石油类含量经过雨季的淋滤均处于减小趋势，表明在淋滤及自然降解作用下，土壤对石油类具有一定的自净能力。在自然降水淋滤和自然降解作用下，包气带不同深度的土壤石油类组分虽有不同程度的降解，但是，随着水、油向下迁移，地下水中石油污染物却有不同程度趋升(表13-8)。
在自净试验中，重金属组分没有明显的规律性变化。
(二)土壤淋洗试验
为了解土壤在自然状态下对石油污染物质自净能力，选择有代表性的油井附近4处，围堰后作为自然淋洗试验场地，分别采取雨季前(6月)后(9月)土壤污染分析样品。
经过1个雨季(6～9月)的降水淋洗和土壤自然降解，浅表(0.2m)土壤污染组分均有不同程度的淋洗降解，特别是石油组分含量明显降低(表13-9)。
表13-8 搜集土壤自净试验成果汇总表
注土壤污染组分单位为mg·kg－1，水污染组分单位为mg·L－1。
表13-9 土壤淋洗试验水土分析成果表
注土壤污染组分单位为mg·kg－1。
(三)土壤石油自净机理分析
1.石油污染物自然降解及影响因素
石油类污染物在土壤中的自然降解主要是通过挥发、淋溶及微生物降解作用实现。
(1)挥发
土壤中石油类污染物以固、液、气三相存在于土壤颗粒之间，以固态吸附相居多。土颗粒吸附分子态的油类方式主要为物理吸附，由于分子引力随分子量的增加而增大，故优先吸附熔点较高、难挥发的高分子量的油类，常态下这部分油类多呈固态低分子量的油类往往是以液相或气相形式存在，挥发性较高。包气带中气态油类浓度远远高出地表以上同类物质浓度，在浓度差的驱动下，气态油分子不断从包气带中挥发逸出至大气中。土颗粒表面的固态油类，以及难挥发的某些液态组分同时发生的各种降解作用使大分子分解为易挥发的小分子，可源源不断地弥补已挥发逸出的气态油类。影响石油污染物挥发的主要因素为温度、油类组分、风速、太阳辐射等，包气带中的温度增加，挥发性污染物的空隙气相浓度也增加，固态吸附相浓度则降低，有利于石油类污染物的挥发。污染物埋深越大，挥发程度越低，风速、太阳辐射对埋藏较深的石油类污染物的挥发影响不大。
(2)淋溶
油类在刚被污染的土壤中运动，一般以多相流的形式出现，油和水不混溶。烃类被生物降解乳化和增容后，将以接近单一的水溶相流动。在入渗水作用下，吸附在固相表面的油类和溶解水溶相油类。油类污染物的淋溶释放能力，主要取决于油类组分的水溶性、油污土的结构、入渗水量及入渗强度等。
(3)微生物分解
石油污染物是高分子有机物，不能被植物直接吸收，只有被微生物分解成简单化合物后才能被植物利用。石油污染物被抛撒进入土壤后，一部分被土壤吸附另一部分被淋滤后往土壤下部入渗，最终进入地下水。地下水中氧气的含量甚微，进入地下水中的石油污染很难被自然降解，而被吸附于土壤包气带中的石油污染，由于有微生物的存在，可以逐渐地被降解。石油污染物的自然降解主要是指包气带中被吸附的石油污染物，在微生物的参与下而被降解的过程。其降解过程可用如下反应式表示
微生物+石油烃类(碳源)+氧+营养物质(氮、磷等)=物增殖+二氧化碳+水+氨及磷酸根等
影响自然降解速度的主要因素有微生物的种群及数量、油的化学组成、土壤中的油浓度等因素。土壤中微生物种群构成是影响油降解效率的最直接因素，在土壤生态系统中，石油烃降解菌普遍存在，但在数量上差异较大，一般为细菌总数的0.13%～0.50%。通常，不同的降解菌降解不同类型的烃分子，原油降解是由多种石油烃降解菌协同完成的，因此，土壤系统中存在的降解菌种类及数量影响污染物的降解效果。
原油由饱和烃、芳香烃、沥青质和非烃类四种组分构成，微生物对它们发生作用的敏感性不同，一般其敏感性由大到小为正构烷烃、异构烷烃、低分子量的芳香烃，高分子量芳香烃和极性物质降解速率极低。结构越简单，分子量越小的组分越易被降解。
土壤中的油浓度影响微生物的活性，油浓度高会抑制微生物的活性，但不同化合物发生抑制的浓度不同。通常，土壤中油浓度为1～100mg/kg时不会对普通异养菌产生毒性。在有些情况下，污染物浓度相对高时，能刺激降解污染物中微生物的繁殖，污染物浓度低于10mg/kg时则没有这个作用，浓度太高将抑制微生物的活性。
2.石油类物质在包气带土层中的迁移规律
从研究污染物迁移角度出发，一个完整的污染系统应由污染源、表土层(即耕作层)、包气带、含水层构成。石油类在包气带土层中的迁移、转化作用主要有下渗水对流、水动力弥散和吸附作用，假定水流运动处于稳定状态，石油类在包气带中的迁移方程为
山东省地质环境问题研究
式中D为弥散系数V为孔隙流速ρb为土的干容重ne为有效孔隙率。
由于石油类为憎水有机物，其分子扩散系数很小，因此式中第一、二项实际只反映了外在的水流和介质特征，并不能表征石油类自身的迁移特征，第三项才是石油类迁移能力的具体表达。在土层中，假定石油类被吸附的速度较快(相对于水流速度)，能很快达到吸附平衡，且吸附反应是可逆的，则石油类在水中的平衡浓度(C)与颗粒上的平衡浓度(s)存在如下关系
山东省地质环境问题研究
式中Kd为分配系数，即达到平衡时固相和液相石油类的分配情况。
将13-3式代入13-2式中，变换后表达式为
山东省地质环境问题研究
式中Rd称为迟滞因子，它可以表示污染物相对于水流的流速。
分配系数Kd和迟滞因子Rd是衡量污染物相对迁移能力的2个重要参数。对于特定的固相介质，某一污染物的Kd值为一常数，Kd值越大，越易被吸附，越不易迁移。迟滞因子Rd则是具体测量水中污染物滞后现象的量度，Rd值越大，越不易迁移。根据试验结果，石油类的Kd值与Rd值均表现为粉土大于粉质粘土。说明粉土比粉质粘土对石油类具有更强的吸附能力。
(1)钻孔概化
鉴于包气带中可能存在的介质类型较多且结构复杂，因此在使用评价模型之前首先要做的就是对所要评价的包气带进行细致的岩性划分。
松散沉积物分类标准见表7.1。
表7.1 松散沉积物分类命名(单位mm)
其中粉土、粘土是含有粉粒和粘粒的沉积物，可作为延缓液体运动的屏障。粘粒含量高，防污性能好胀缩性粘土和粉粒含量高的粘土防污性能有所降低。较高的粘粒含量既能降低渗透性也能增加防污性能。这种高粘粒含量的沉积物通常被称为“脏”砂砾石，它比“清洁的”砂砾石防污性能好。一般来说，较细粒的“脏”砂比较粗粒的“脏”砾石防污性能好。砂砾石则是非固结的砂和砾石的混合物，含较多粉粒和粘粒成分的砂砾石的防污性能比含较少细粒成分的砂砾石的防污性能好，且砂砾石分选性不好的防污性能增加，分选性好的防污性能降低。
根据粒径的大小对包气带介质分别命名后，为了避免模型的冗繁计算，即将其中复杂的结构关系简化，即按照忽略薄夹层，合并相似层的原则进行。例如两层较厚的粘土层之间夹杂着细小的砂土或砂石层，为了简化计算，可将此细小的砂土或砂石层概化为粘土层，在计算时，与上、下粘土层合并成一个整体，按照粘土的参数进行计算，其他现象亦可如此。
(2)参数计算
通过式(7.2)或式(7.3)可计算出污染物在包气带介质中残留的浓度及运移的时间来评价包气带防污能力的强弱，但该防污性能评价模型是基于包气带的固有性能，区域内的污染物类型与浓度相同，而Kd=KOC×fOC，那么公式中所需的参数Kd是随介质中有机碳含量(fOC)差异而变动的参数，但介质中有机碳的含量较难直接获取，因此考虑使用其他参数替代，替代参数应是一个既能代表分配系数又能与包气带介质固有属性相联系的参数，经过以往一系列的研究发现，介质的有机碳含量与该介质的含水率、无机矿物含量、粘粒含量及CEC含量之间均表现出一定的正相关关系，经过数据分析发现其中粘粒含量与有机碳含量之间的正相关关系明显且该参数较易获取。
因此选取与有机碳含量有一定相关性的粘粒含量替代参数Kd，既有统一性，又能计算出相对的残留浓度及时间来用于直观的评价。从第四系松散沉积物分类命名表中可查得不同类型松散沉积物的粘粒含量，那么相对的阻滞系数公式即可表达为 粒含量，常见介质的孔隙度见表7.2，松散沉积物的容重通用范围为1.0～1.8g/cm3，根据可获取的参数计算出的相对阻滞系数R'值见表7.3。
表7.2 常见松散岩石孔隙参考值(单位%)
对于某些无法直接查得的松散岩石孔隙度n，可用孔隙比e进行换算，两者之间的关系为 若无法获取孔隙比，可使用1955年太沙基提出考虑土体孔隙比e的渗透系数经验公式K=2d210e2来反推孔隙比e， 其中K为渗透系数，单位为cm/s，d10为有效粒径，单位为mm。
表7.3 相对阻滞系数(R')参考值
垂向渗透流速 为渗透系数，单位以m/d表示hc为毛细负压(由毛细力引起的负的压力水头)Z为下渗水的前锋到达深度，即由指定基准面算起的位置高度(位置水头)。由于初期Z很小，水力梯度 趋于无穷大，故入渗速率v很大随着t增大，Z变大，hc/Z趋于零，则v=K，即入渗速率趋于定值，数值上等于渗透系数K，常见松散岩石渗透系数参考值见表7.4。那么有vx=Kx，因此通过整个包气带所耗费的时间单元T有
T=t1+t2+t3+…+tn=L1/K1+L2/K2+L3/K3+…+Ln/Kn
表7.4 松散岩石渗透系数参考值(单位m/d)
在所有参数具备的条件下，计算的步骤为首先将垂向单元设为1m，那么各包气带的垂向单元数即是各包气带的厚度，然后将制定的初始浓度、限制出水浓度以及各层的阻滞系数Ri'带入均质或非均质包气带计算公式(7.2)和式(7.3)中，即在已知x，C(x，y)、C(0，0)和Ri'的情况下，求取y值，该y值代表着经过y个时间单元后，穿透整个包气带介质的浓度达到了限制浓度，而污染物走过一个PV所耗费的时间单元是由公式T=t1+t2+t3+…+tn=L1/K1+L2/K2+L3/K3+…+Ln/Kn计算得来的，即分别用该种介质的在包气带内的厚度除以该种介质的渗透系数，得到污染物经过该种介质所耗费的时间，分别计算的值之和便是污染物经过一个PV的时间，即是所需的时间单元。那么污染物在剖面中累积浓度达到限制出水浓度所耗费的时间为时间单元数yi×Ti，计算出的时间越大，说明该松散沉积层包气带的防污性能越强，反之则防污性能越差。
根据模型模拟计算发现包气带结构中，越靠近地表的部分对防污性能大小所起的贡献越大，越往下，所起的贡献越小，表现为阻滞能力较强的夹层，出现在整个包气带结构的上部可增强整个包气带的防污能力，污染物到达地下水所需的时间越长，浓度也越低，而出现在下部时，这种现象逐渐减弱，浓度也有所升高，对整个包气带的防污性能影响减弱。这是由于包气带是影响污染物向含水层迁移和积累的主要因素。包气带介质的颗粒越细、粘粒含量越高、渗透性越差、吸附净化能力越强，污染物向下迁移的能力就越弱而颗粒越粗、包气带透水性越强，越有利于污染物的渗透和迁移。包气带的防污性能好坏，不仅仅与其岩性相关，也受包气带结构的影响。包气带的结构是指包气带岩性的组合情况。资料表明岩性相同，组合不同的包气带对污染物的净化能力不同，因此，包气带结构在一定程度上影响着地下水防污性能的好坏。包气带也是污染物质到达含水层的主要通道，它除了能够截留一部分污染物质外，还是污染物质发生物理化学作用的最主要场所。
由此可见，在此提出的通过理论衰减模型计算评价包气带的防污性能的方法，全面考虑了包气带介质的厚度，岩性及结构，具有一定的合理性及适用性。
温馨提示：
