土柱实验装置

A. 试验设计

（一）试验配水

试验配水主要模拟排污河水质。考虑到排污河水主要由生活污水和工业废水组成，除常规污染组分外，一般重金属和有机污染物比较常见，所以试验配水选择了两种有代表性的重金属：不易迁移的铅和容易迁移的铬，有机物选择了苯系物和四氯乙烯。具体的配水方案如下：取中国地质大学（北京）生活污水预沉淀1d后，加入硝酸铅、重铬酸钾、汽油和四氯乙烯，搅拌均匀，静置1d后使用。为了使试验效果更加显著，试验配水中铅和铬的浓度均采用10mg/L，汽油和四氯乙烯均各自用量筒量取150mL加入75L污水中。其中，四氯乙烯7d后停止加入，主要是考虑大剂量的四氯乙烯污染会对地下水有影响。

作者曾在试验正式开始之前就用试验配水做过初步的研究试验，目的是了解加入的重金属和有机物之间，以及它们跟生活污水中的污染组分之间会发生哪些反应。

1.重金属+生活污水+有机物

试验配制了七种不同的水样，它们分别是样1：Pb标准液（10mg/L）；样2：生活污水；样3：Pb标准液（10mg/L）+污水；样4：Pb标准液（10mg/L）+污水+Cr（10mg/L）；样5：Pb（10mg/L）+污水+有机物（5mg/L）；样6：Pb（10mg/L）+污水+有机物（5mg/L）+Cr（10mg/L）；样7：Pb（10mg/L）+污水+有机物（5mg/L）+Cr（10mg/L）。

从表2-1可以看出，样2中Pb基本稳定，不与污水发生反应；通过样3和样4的对比可以看出，Pb与Cr发生反应生成铬酸铅沉淀，故Pb和Cr的浓度均降低很多；样5和样3比较，Pb的浓度基本没有变化，说明Pb与有机物不发生反应，有机物的加入使COD浓度大大提高；样6和样7是两个平行样，它们与样5比较的结果同样显示了Pb与Cr之间的反应。

表2-1 配水试验反应结果表 单位：mg/L

2.500mL重铬酸钾溶液（5mg/L）+1mL汽油

从表2-2可以看出，Cr⁶⁺的浓度在放置5d后减小了0.16mg/L，说明重铬酸钾与汽油会发生一定的氧化还原反应，只是由于反应时间短，效果不是十分明显。

表2-2 重铬酸钾与汽油的反应结果表 单位：μg/L

3.500mL重铬酸钾溶液（5mg/L）+40μL四氯乙烯

由于四氯乙烯难溶于水，所以先将其溶于10mL甲醇中，再和重铬酸钾溶液混合反应。从表2-3可以看出，重铬酸钾与甲醇发生了氧化还原反应，在放置48d之后Cr⁶⁺的浓度降低了2.33mg/L，而在重铬酸钾+甲醇+四氯乙烯的反应中，Cr⁶⁺的浓度变化基本同重铬酸钾与甲醇的反应，说明重铬酸钾不和四氯乙烯发生反应。

表2-3 重铬酸钾与四氯乙烯反应时Cr⁶⁺浓度变化表 单位：mg/L

（二）试验装置

整个试验装置由土柱、配水系统和监测系统三部分组成（图2-1）。

图2-1 试验装置图（单位：cm）

土柱 为土柱试验的主体部分。由内径为0.15m的3根有机玻璃柱组成，柱高1.5m。柱体下部为0.15m的承托层，由粗的石英砂组成；中部为1.2m的土柱试验段；试验段以上为0.10m的试验用水，由溢流口控制为定水头。考虑接近野外土体实际情况，土柱侧壁用泊纸遮盖，以起到避光作用。

配水系统 由配水箱、水泵和高位供水箱组成。配水箱容积为75L，可保证土柱试验3～7d的用水量。将试验配水由水泵送到高位供水箱，同时向三个土柱供水，采用定水头连续供水。

监测系统 定水头供水由溢流口控制，多余的进水送到配水箱中循环使用。在进水口取样，监测各特征组分的进水浓度。在土柱实体部分0.2m、0.4m、0.6m、0.8m、1.0m及1.2m深度处分别设有饱水取样口，在试验运行初期，可以定期监测不同深度处各特征污染组分的浓度变化情况。另外，在土体0.1m、0.5m和0.9m深度处分别设有测压管，用来监测污水下渗的水动力学特征。当土柱逐渐被污染物堵塞，变成非饱水状态时，关闭饱水取样口，在土体0.2m、0.4m、0.6m、0.8m、1.0m处和饱水取样口垂直的位置设有非饱水取样口（陶土头），外接真空泵抽气取样。

（三）有关参数的测定

试验所选用的三种砂土均为天然砂土，取自北京丰台的不同地段。三种砂土分别为：柱1为粗砂，柱2和柱3均为中砂。

1.砂土筛分及颗粒级配的确定

砂土筛分及颗粒级配情况见表2-4和图2-2。

表2-4 砂土粒度分析结果表

图2-2 三种砂土筛分曲线

2.试验砂土参数测定

测定的砂土参数见表2-5。

表2-5 土的物理性质指标

B. 淋滤试验设计

天然条件下，河流渗滤系统是一个复杂的开放系统，具有多层次、多影响因素的特点。有机污染物在渗滤过程中的衰减除受微生物的作用外，还受各种环境因素包括光、温度、化学物质以及其他物理过程的影响，因而在拟定的研究目标下，很难实现在天然河流渗滤系统中的有机污染物生物降解试验研究。

另外，原则上在一个未受污染或污染较轻的天然河流水环境中，在各种状态下都不允许进行人为投放污染物的研究，而且在野外自然状态下进行试验将要消耗大量的人力、物力和财力，因而室内模拟试验成为研究河流渗滤系统自然净化过程的重要手段之一。

BTEX在河流渗滤系统中的环境行为非常复杂，要想真正掌握其迁移转化的机理，必须借助于模拟试验研究。在对大量试验数据进行分析的基础上，才能在理论上有所突破。土柱试验（淋滤试验）历来是土壤-水系统中污染物迁移转化机理研究的重要手段，国内外学者利用土柱试验进行了大量的试验研究工作，在此基础上形成了大量的研究成果，所以进行土柱试验是研究BTEX在河流渗滤系统中迁移转化的有效手段。

本试验也主要以室内土柱试验（淋滤试验）为主要研究手段，其主要目的是研究BTEX污染河水通过河流渗滤系统时各组分发生了哪些环境行为，以及河流渗滤系统对这些污染组分的净化机理和净化效果如何，探讨BTEX在河流渗滤系统中的迁移转化对地下水环境的影响。

本次试验在已有的对BTEX的挥发行为及其在土壤中的吸附行为研究的基础上，通过动态土柱试验（淋滤试验）研究BTEX各组分分别在以 和 作为电子受体的情况下在河流渗滤系统中的生物降解性能，并结合其中的微生物指标的测定，研究BTEX在河流渗滤系统中的生物降解作用。

（一）试验装置

试验装置有三部分组成，分别为淋滤液输入系统、模拟的河流渗滤系统和淋滤液输出采集系统，这三部分各自的主要功能是：

（1）淋滤液输入系统：利用该系统把人工配制的、含有BTEX污染组分的淋滤液源源不断地输入至模拟的河流渗滤系统。

（2）模拟的河流渗滤系统：把从野外采集的河流沉积物样品装入自制的有机玻璃柱中，制成模拟的河流渗滤系统，其入口连通淋滤液输入系统接纳淋滤液，其出口连通淋滤液输出采集系统，淋滤液在流经模拟的河流渗滤系统的过程中，经过吸附、微生物降解等作用被净化。

（3）淋滤液输出采集系统：通过该系统采集经模拟的河流渗滤系统净化后的淋滤液，然后测定淋滤液中BTEX各组分和两种电子受体的浓度。

（二）试验系统的装配

为了满足试验对三部分的功能要求，试验系统的三部分应分别由相应设备组装而成。试验系统和试验装置实物图如图3-29和图3-30所示。

图3-29 试验系统示意图

图3-30 淋滤试验装置

（1）输入系统设备的组装：采用5L下口瓶盛放淋滤液，使用硅胶管将带有阀门的出口与土柱连接，每隔一定时间向瓶中注入配制好的淋滤液，以保证淋滤液能够源源不断地供给，并利用阀门和蠕动泵来控制淋滤液流速。为了排除挥发的影响，从出口处另引出一根硅胶管，每日从中采集淋滤液以测定淋滤液进入土柱的初始浓度。

（2）渗滤系统设备的组装：由三根有机玻璃柱联通而成，其中最上层一根长30cm，直径10cm，内装野外采集粉土样品；中间一根长50cm，直径10cm，内装野外采集细砂样品；最下端一根长50cm，直径10cm，内装野外采集粗砂样品。由此三部分组成的渗滤系统可以模拟野外河流渗滤系统，淋滤液经过此系统时，其中的BTEX经过土壤吸附、微生物降解等相关过程被净化。将土样分别装入有机玻璃柱中并夯实，柱两端用滤网和石英砂隔开。根据装入土壤的质量和体积计算出各土柱的容重（表3-18）。其中柱1代表以 为电子受体的系统，柱2代表以 为电子受体的系统。

（3）采集系统设备的组装：在土柱最下端由硅胶管和淋滤液收集装置组成，每天定时测定淋滤液下渗流量，并采集相应水样测定其中的目标组分含量。

（三）淋滤试验过程

实验室人工配制淋滤液以模拟BTEX污染河水，分别以 和 作为电子受体加入模拟的污染河水中，将淋滤液源源不断输入到土柱中，以模拟在不同条件下河流渗滤系统中BTEX的迁移转化机理。

表3-18 土柱容重

试验前必须对土柱进行洗盐，以消除土壤中原有盐分对试验测定的影响。用去离子水从顶部注入土柱，完全饱和后继续冲洗土样中的盐分。经过一定时间的洗盐过程， 的浓度从最初的5.5mg/L降至检测限以下；而 自淋滤洗盐开始即未检出。通过洗盐可以在今后淋滤试验中排除土壤中溶出的两种电子受体对降解作用的影响。

另外为了模拟地下水的避光环境，将土柱用锡纸包裹，外层再覆盖黑布，尽可能减少光对土壤中微生物菌群的影响。BTEX渗滤试验步骤如下：

第一步，室内人工配制淋滤液，用去离子水作为溶剂。第一套系统（柱1）溶质是BTEX色谱纯试剂和KNO₃，其中苯、甲苯、乙苯、间二甲苯的浓度均约为80mg/L， 浓度为400mg/L，并将它源源不断地供给输入系统，污水经过渗滤系统后流入采集系统。第二套系统（柱2）以 作为电子受体，试验系统装置各部件没有做任何改动，变化的仅仅是输入系统污水成分。同样用去离子水作为溶剂，溶质是BTEX色谱纯试剂和K₂SO₄，其中苯、甲苯、间二甲苯、乙苯的浓度均约为80mg/L， 浓度为400mg/L，并将它源源不断地供给输入系统，污水经过渗滤系统后流入采集系统。

第二步，两套系统同时开始注入淋滤液，并每天一次定时从两套采集系统采集渗出液，同时测量其渗出液温度与流量Q，并分析渗出液中BTEX各单组分、 、 等各项指标。然后分析渗出液中的BTEX各单组分和 、 浓度变化的相关关系。

第三步，对试验数据处理计算得到最后试验结果。

第四步，对比两套试验系统的试验结果。

上述所有的淋滤试验都是在饱水状态下进行的，人为控制试验的淋滤液流量以使其稳定。

试验精度保证：由于本次试验的目标污染物是极易挥发的BTEX，试验过程中挥发损失的控制、样品测试的准确性就显得极为重要。

试验过程中全部选用5000 mL下口瓶储存溶液，用注射器从下口引出的硅胶管抽取目标污染物溶液，并测定其初始浓度，以最大限度地控制试验过程中挥发损失对试验的影响。

各目标组分测定方法参考《水和废水监测分析方法》 推荐的方法，具体见表3-19。淋滤试验结束后，将土柱中的土壤立即取出进行微生物指标分析，并与未经淋滤的土壤样品进行对比，从而确定淋滤过程中，土壤中微生物菌群发生的变化。分析指标包括：细菌、真菌、放线菌、硝化细菌、亚硝化细菌和反硝化细菌，分析方法参见表3 -19。BTEX检测结果来自华北水利水电学院环境工程实验中心，采用岛津GC-14C型气相色谱仪检测，检测条件同第二章所述。 和 的检测结果来自华北水利水电学院资源与环境实验室，采用岛津UV-2550紫外分光光度计测定。

表3-19 各目标组分分析方法

C. 微生物对土层中垃圾污染物的净化作用^[、]

一、研究意义

天然粘性土对垃圾污染物具有阻隔和净化能力。这种阻隔和净化能力一方面是粘性土具有机械过滤、离子交换、物理吸附作用和络合、螯合、分解等化学作用，另一方面，土中具有大量的微生物活动，这些微生物对垃圾污染物具有生物、生物化学作用，能把有毒有害物质转化成无毒无害物质。但是，土中微生物对垃圾污染物的这种净化究竟有多大？能否在土层中添加土壤微生物的营养物质，促使微生物优势菌种的大量繁殖，以增强其对污染物的净化能力？对这些问题的回答，对于垃圾填埋技术的突破及微生物地球化学的理论和方法发展，都具有重要的意义。目前，土壤微生物学的研究又进入了一个新领域，人们可以利用微生物处理污染物和污水，降解土壤中有机污染物，消除作物的土壤传染性病害，这对于净化环境和土壤保健是大有好处的。但是，研究土壤中的微生物对垃圾淋滤液污染物的净化作用的成果，在国内学术期刊上还未见有报道，在国外学术期刊上也较少，这是一个新的研究领域，已成为环境科学家关注的焦点之一。因此，此项研究具有特别重要的理论研究价值。

城市垃圾的不适当处置，已经引起了世界范围内的人类健康和环境问题，对其进行有效控制和处理、处置，已成为各国广泛关注的问题之一。在对固体废物的处理方法中，地质填埋法是世界各国最普遍采用的方法。这种处置方法的最关键技术是场地的防渗衬垫的铺设。迄今为止，国内外对防止垃圾渗滤液污染环境的思路是：禁止渗滤液向场外渗漏。在这种思想的指导下，为保护环境，对垃圾渗滤液处理采用铺设衬垫防渗与建污水处理厂的方法。所用的防渗衬垫中要铺设低透水的土工膜，使垫层结构复杂、材料昂贵、铺设难度大，造价高昂。一个中等规模填埋场防渗衬垫的造价高达数百至上千万元，而一个垃圾渗滤液处理厂的建立，需要投资上千万元，运转则需要数百万元/年。需要如此高昂的费用，对于一般的中小城市，是一个沉重的负担。我国的许多垃圾场污染环境，都是由于防渗衬垫的铺设达不到要求或垃圾渗滤液处理厂无法运转而造成的。如何使防渗层环保效果好，又不需对垃圾渗滤液进行处理，这样就能达到即使垃圾填埋场环保效果好，又大大地降低成本，这是垃圾填埋处置所追求的目标。探索利用土壤微生物对垃圾污染物的净化作用，达到这一目的，既能产生重大的环境效益，也能产生巨大的经济效益，具有特别重要的实践意义。

基于上述，我们在实验室作了微生物对土中垃圾污染物的净化试验研究。

二、实验研究方法

（一）实验研究思路

在垃圾场底部渗滤液、防渗粘性土中的微生物一般以厌氧或兼性微生物为主，如脱氮硫杆菌（th.denitrificans）、反硝化细菌（denitrifying bacteria）、硫酸盐还原菌（pesulfo vibrio）、专性还原乙酸菌、产甲烷菌等。我们在实验室用土柱模拟在垃圾场底部、渗滤液之下土层中的微生物生长的环境条件，在实验室培养厌氧或兼性微生物菌液，将其置入模拟土柱的表层，让长有大量微生物的菌液随垃圾渗滤液进入土中，使其参与土层对垃圾污染物净化的全过程。并在土柱的不同深度定时取水样进行分析测试垃圾污染组分。同时作没有人工培养菌落的平行土柱淋滤净化实验，以对比两者的结果，研究微生物对土层中垃圾污染物的净化作用。

（二）实验研究方法

1.模拟试验装置

模拟实验装置如图5-2和图5-3。

图5-2 厌氧微生物对土中垃圾污染物的净化模拟试验装置

图5-3 粘性土对垃圾污染物的净化作用的模拟试验装置

2.垃圾污染液准备

垃圾渗滤液取自北京市丰台区北天堂垃圾场的底部。

3.具体实验

利用土体及其中的厌氧微生物作用联合净化垃圾污染液的模拟试验在一个温度、湿度可调节的实验室里进行，先把添加了0.2 g12%含磷量的复合磷肥的1600 mL垃圾渗滤液注入实验土柱，再取经垃圾渗滤液接种、优选、驯化过的多种厌氧或兼性微生物如脱氮硫杆菌（th.denitrificans）、反硝化细菌（denitrifying bacteria）、硫酸盐还原菌（pesulfo-vibrio）、发酵性产酸菌、专性还原产乙酸菌及产甲烷菌、反硝化菌等菌液各20 mL共计200 mL，在保证厌氧条件下，分别注入到柱内液面以下的土层中，保持室温在30～35℃。为使土柱内试验保持厌氧状态，将设计有单向出气小孔的密封橡胶塞置于土柱液面之上，以使微生物处于厌氧环境。沿土柱等间距由上到下分别布设4个取样孔，用负压单向取样器通过PVC管连接到负压取样瓶内，定时取水样进行测试分析。实验测试项目主要有

等。共进行了六回次相同试验。

三、实验研究结果

经过上述实验，得到如图5-4所示结果。

图5-4 微生物对土中垃圾污染物的净化作用效果图

由图5-4及表5-3可看出，无论是添加了厌氧微生物菌液的土柱，还是未加菌液的天然土柱，试验的第一回次对垃圾污染物中的

等的截污值均比第二、三、四、五回次的大，且上一回次的截污值总比下一回次的截污值大。更重要的是，添加了厌氧微生物菌液的土柱与未加菌液的天然土柱比较，前者各回次对TDS、

等的截污值均比后者大。这说明在粘性土中加入厌氧微生物菌液后，提高了微生物在土中对

等污染物的净化作用。粘性土在加入厌氧微生物菌液后，每回次的截污作用可得到明显的提高，截污能力可提高3%～90%，而各回次累积截污值可提高4%～21%，且随试验回次的增多，微生物的作用有增强的趋势。

表5-3 天然土体在强化微生物作用下对污染物去除率的提高比较表

四、结论

根据上述研究结果，可得出下列结论：

（1）土壤微生物对污染物的净化作用研究，是国际上环境科学研究的前沿领域之一，在理论和环境污染治理的应用实践方面均有及其重要的现实意义。

（2）在垃圾处置场的粘性土衬垫中加入厌氧微生物菌液，可使微生物作用得到强化，并明显提高了微生物在防渗层中对

等垃圾污染物的降解作用。这为开发价廉物美的垃圾场防渗衬垫打开了思路，为有污染问题的垃圾场提供了一个有效的治理方法。

（3）在粘性土中加入厌氧微生物菌液，提高土层及微生物联合作用对垃圾污染物的截留净化方法，还只作了初步尝试性的探讨实验。由于微生物的生长和生长环境的复杂性及垃圾污染物的多样性等，要形成一个比较成熟的方法或技术，还需进一步作大量的工作。

D. 等温吸附方程

离子交换反应受温度变化的影响。所以，为了更深入地研究离子交换反应的机理，往往在特定温度下探索吸附平衡过程。

（一）等温吸附方程

在特定的温度下，达到吸附（交换）平衡时，某溶质的液相浓度和固相浓度之间存在一定的关系，把这种关系表示在直角坐标图上以线的形式出现，这条线即称为等温吸附线，其数学表示式称为等温吸附方程。等温吸附方程在溶质迁移，特别是污染物在地质环境中的迁移研究方面，具有重要的意义，是一种有效的手段。等温吸附线可能是直线，也可能是曲线；等温吸附方程也可分为线性方程和非线性方程两种。

1.线性等温吸附方程

它最简单的数学表达式为

水文地球化学基础

式中，S为平衡时固相所吸附的溶质的浓度（mg/kg）;C为平衡时液相溶质浓度（mg/L）;K_d为分配系数（或称线性吸附系数）（L/kg）。

（1.165）式重新排列，则

水文地球化学基础

（1.166）式说明，分配系数K_d的物理意义是，溶质在固相和液相中的分配比，它是一个研究溶质迁移能力的一个很重要参数。K_d值越大，说明溶质在固相中的分配比例大，易被吸附，不易迁移；反之，则相反。例如，氯仿和DDT在某一含水层中的K_d值分别为0.567和3654（L/kg），说明前者比后者容易迁移得多。对于特定溶质及特定固相物质来说，K_d值是一个常数。K_d值是通过实验求得的，详细方法在后面阐述。

线性等温吸附方程的另一种表达式为：

水文地球化学基础

式中，a为截距，其它符号同前。

2.非线性等温吸附方程

（1）弗里因德里克（Freundlich）方程

水文地球化学基础

式中，K为常数；n为表示该等温吸附线线性度的常数；当液相中被吸附组分浓度很低，或在砂土（CEC值小）中产生吸附时，n→1;c为平衡时液相离子浓度（mg/L）;S为平衡时固相被吸附离子的浓度（mg/kg）。（1.168）式取对数形式，可变为线性方程

lgS=lgK⁺nlgC

令lgK=a,n=6，则

水文地球化学基础

（2）兰米尔（Langmuir）等温吸附方程

兰米尔等温吸附方程最初是用来描述固体吸附气体的，该方程于1918年内兰米尔提出。后来发现，它可用来描述固体表面的离子吸附，被许多学者广泛地用来描述土壤及沉淀物对各种溶质（特别是污染物）的吸附。它的数学表达式为：

水文地球化学基础

式中，S_m为某组分的最大吸附浓度（mg/kg）,K为与键能有关的常数，其他符号同前。

变换（1.170）式，可得该方程的线性表达式：

水文地球化学基础

（1.171）方程是最常用的方程。通过实验，取得一系列的C值及S值，以C/S为纵坐标，C为横坐标，即可绘出兰米尔等温吸附线，如图1.6。该线的斜率（1/S_m）的倒数，即为S_m；其斜率（1/S_m）被截距

除即为K。

图1.6是在25℃、pH=6.8、Cr（Ⅵ）浓度大于58μmol/L的条件下的兰米尔等温吸附线，其斜率为0.0071，截距为1.41。从而可算得S_m=141mg/kg,K=0.005。利用兰米尔等温吸附方程最大的优点是，可求得最最大的吸附容量，这对评价包气带土壤对某种污染物吸附容量提供可靠的数据。

上述几种等温吸附方程是定量研究吸附过程的有效手段。至于吸附过程遵循哪种方程，一般是通过实验数据的数学处理后确定的。

（二）建立等温吸附方程的实验方法

吸附作用是影响溶质迁移的水文地球作用。实验目的是为了査清溶质吸附及解吸机理，建立相应的等温吸附线及其等温吸附方程，求得分配系数K_d及最大吸附容量S_m。试验方法分吸附平衡试验及土柱试验两种。

图1.6兰米尔等温吸附线^〔14〕

（C＝μmol/L,S=mg/kg）

图1.7Cr（Ⅵ）的穿透曲线（吸附－解吸试

验）^〔14〕

（淋滤水：Cr（Ⅵ）=960μmol/L，流速＝7.1×10^-4cm/s,pH=6.8,n=40%,1孔隙体积＝606m1,pb=1.6g/cm³，C₀＝淋滤水中铬浓度，C＝渗出水中铬浓度）

1.吸附平衡试验

具体步骤如下：

（1）从现场采集所研究的岩土样，风干，过筛（一般是2mm的筛），备用。

（2）测定岩土样的有关参数，诸如颗粒级配、有机质、粘土矿物、Fe、Al等，该测定什么参数视具体研究情况而定，有时还必须测定岩土的pH_z值。

（3）称少量（一般是几克）备用岩土样放入离心管（一般是250m1离心管）。

（4）配置含有不同溶质浓度的溶液，取约50m1（视情况有所增减），放入装有土样的离心管。

（5）将装有土样及某溶质溶液的离心管放置于水浴中，保持恒温A振荡。定时取出溶液，离心澄清，取少量（一般为1m1或nm1，以不影响离心管溶液浓度明量变化为原则）进行分析，直至前后几次的浓度不变为止。以时间为横坐标，浓度为纵坐标，绘出浓度－时间曲线，确定达吸附平衡所需的时间。

（6）将一组（一般是5个以上）装有不同溶质浓度和岩土样的离心管置于水浴中，保持恒温并振荡。待达到上述所确定的吸附平衡所需时间后，取出试管，离心澄清，取清液分析溶质浓度。

（7）溶液原始浓度减去平衡浓度，乘以试验溶液体积，所得的溶质减量即为岩土的吸附总量，并换算成岩土的吸附浓度。

（8）把实验数据作数学处理，绘出吸附等温线，建立等温吸附方程，求得K_d及S_m值。

2.土柱试验

土柱试验和吸附平衡试验的不同点在于：前者是动态试验，后者是静态试验。前者的结果较接近实际，不仅可确定K_d值，而且可探讨吸附＿解吸机理。其试验装置及步骤简述如下：

A.装置（分三部分）

（1）供水。常采用马利奥特瓶原理稳定水头，供水容器最好能容纳试验全过程所消耗的溶液（水）。

（2）土柱。包括试验工作段及滤层。

（3）取样及测流。包括控流阀，目的是控制试验流速接近实际；还有流量计及取样器。

B.步骤

（1）岩土样风干、捣碎及过筛（一般为2mm孔径）

（2）试验岩土参数测定，除平衡试验所述参数外，增加含水量、容重及比重的测定。

（3）岩土样装填。最下段一般为石英砂滤层，其上下应有滤网；上段为岩土试验段，应根据长度及岩土容重算出装填岩土重，分段装填，每段一般为2—5cm，稍稍捣实，以保持土柱岩土接近天然容重。

（4）吸附试验。将具有某溶质一定浓度的溶液注入土柱，定期测流量、取分析样。直至渗入水及渗出水某溶质浓度相近为止，吸附试验结束。

（5）解吸试验。吸附试验结束后，供水容器改换不含试验溶质的溶液（水）进行试验。取分析水样，并记录流量。直至渗出水某溶质浓度为零，或渗出水某溶质浓度趋于稳定为止，试验结束。

（6）试验数据处理。以相对浓度C_i/C₀为纵坐标，C_i为渗出水浓度，C₀为渗入水浓度；渗过土柱水的孔隙体积数为横坐标，绘制穿透曲线。值得注意的是，一般不应以时间f为横坐标，因为不同试验岩土的孔隙体积及流速的不同，如以时间t为横坐标，使不同岩土试验的穿透曲线可比性差。土柱孔隙体积应根据装填岩土的ρ和ρ_b值计算。n的计算公式如下：

水文地球化学基础

式中，n为孔隙度，无量纲；ρ_b为岩土容重（g/cm²）；ρ为岩土密度（g/cm²）。

例题1.9

铬的土柱试验。此实例取自斯托伦沃克等^〔14〕的试验实例。以下作简要介绍。

1.试样及其处理

取含水层砂样，筛分，取粒径小于2mm（占总数30%）做试验。岩矿鉴定表明砂样由石英、斜长石、白云母、赤铁矿及磁铁矿组成。砂粒表面的氧化铁薄膜肉眼可见。总铁含量为12g/kg。

2.土柱试验

（1）土柱装置。柱体为有机玻璃管，长80cm，内径5.1cm；控制流速为7.1×10^-4cm/s（与研究区地下水流速相当）。

（2）试验。首先用1孔隙体积水漂洗土柱易溶盐，再用2孔隙体积的地下水渗过土柱，以保证固液相的原有平衡。然后在地下水中加入Cr^6＋（呈

形式）使其浓度达设计值；不断淋滤，至Cl/C₀接近1为止，此为吸附试验。此后，用无Cr^6＋水淋滤，至渗出水无Cr^6＋为止，此为解吸试验。

3.结果及讨论

穿透曲线见图1.7。该图说明，头7个孔隙体积水里，Cr^6＋浓度为零，说明Cr₂＋完全被吸附；此后渗出水Cr^6＋逐步增加，至第22孔隙体积水渗过土柱时，Cl/C₀=1，砂土吸附量耗尽。据计算，Cr^6＋的总吸附量为5.9mmol，相当于砂土的Cr^6＋吸附浓度为2.25mmol/kg;平衡时，水中Cr^6＋为960μmol/L，据此算得K_d=2.34L/kg。该图还说明，10个无铬孔隙体积水渗过±柱后，有50%的Cr^6＋解吸；再渗过50孔隙体积无Cr^6＋水后，仍有16%的Cr^6＋未被解吸。这就说明，Cr^6＋的吸附中，可能有化学吸附，或者可能有Cr³⁺的沉淀。事实说明，吸附试验所求得的S值，可能包括沉淀，以及过滤截留部分在内。在试验中，一般都作吸附处理，不作区分。

E. 淋滤试验

采用自行设计的土柱试验装置进行BTEX在河流渗滤过程中的环境行为试验模拟。土柱试回验装置由三部答分组成，其中通过淋滤液输入系统把配制好的、代表含有不同污染组分的淋滤液源源不断地供给模拟的河流渗滤系统。模拟的河流渗滤系统是把从野外采集的河流沉积物装入有机玻璃柱中，制成模拟的河流渗滤系统，其入口连通淋滤液输入系统接纳渗滤液，其出口连通淋滤液输出采集系统，污染河水在流经模拟的河流渗滤系统过程中，被该系统净化。通过淋滤液输出系统采集经模拟的河流渗滤系统净化后的渗滤液并测量其流量，然后测定渗滤液中各目标组分的浓度。淋滤液由实验室人工配制，以模拟BTEX污染河水，分别以 和 作为电子受体加入到两套渗滤系统的淋滤液中，并源源不断输入到土柱中，模拟在不同条件下河流渗滤系统中BTEX的迁移转化机理。通过每日定时从土柱采集渗滤液并测定其BTEX各组分的浓度，同时测定其中 和 的浓度并绘制出各组分浓度变化的历时曲线。当渗滤液中各组分浓度稳定后，将土柱拆除并将土壤进行微生物指标测定，从而研究在模拟的河流渗滤系统中BTEX的微生物降解性能。

F. 浅层粘性土层的阻隔能力实验研究

以北京地区单店、高安屯、梨园等地的粘性土为实验研究对象。

一、粘性土渗透系数与土的密度、击实次数之间的关系

为确定单店粉粘土、高安屯粉粘土、梨园粉粘土在最优含水量下的击实功、土体密度、渗透系数三者之间关系，采用10-1型单层变体积击实仪（击实锤重2.5kg、落距30cm），每次往击实仪中装土600g进行不同次数的击实。击实后的土样再拿去作土工试验和渗透试验，得到这些土在最优含水量下的击实功、土体密度、渗透系数数值。经分析，这些土在最优含水量下的击实功、土体密度、渗透系数三者之间关系如图6-2和图6-3。

由图6-2和6-3可看出，上述三种土层在最优含水量下的干密度随击实功的增大而增大，渗透系数则随击实功的增大而减小。因此，将土夯实可有效地提高土的防渗能力。

图6-2 土的密度与击实功的关系曲线

图6-3 土的渗透系数与击实功关系曲线

二、浅层粘性土截污容量的试验研究方法

（一）试验研究思路

粘性土对污染质的阻隔或净化主要是通过机械过滤、物理吸附、阳离子交换、化学反应、生物或生物化学作用来实现。因此，我们在研究粘性土的截污能力时，要研究机械过滤、物理吸附、阳离子交换作用和化学反应和生物或生物化学作用对垃圾污染物的综合阻隔能力。具体研究思路是，在了解粘性土的物理性质和工程性质的情况下，把土体视为一个黑箱，只关注向该黑箱的输入输出因素及其参量之间的相互关系和变化规律，而对污染物在土中的过滤、吸附、阳离子交换等作用的具体方式、作用机制和强度、化学反应、生物或生物化学作用的具体作用机制等不予考虑。这样便于在分析和解决问题时抓住主要矛盾，揭示问题的实质，研究结果实用。

（二）试验研究方法

在上述思路的指导下，我们选用了北京地区有代表性的粘性土为研究对象；根据北京地区垃圾淋滤液中主要的污染组分，选用了COD、总氮、氨氮、电导率等几种污染项目作为研究对象；为研究不同深度、不同厚度、不同密度土的渗透性能、阻隔能力等以及单位重土对土的污染质的截污能力等，制作了如图6-4所示的系列淋滤试验模型。

试验操作和注意事项：①按原地质矿产部《土工试验规程》，作土工试验，测试土的物理和工程性质等参数；作击实试验，测试击实后土的密度、容重、比重、渗透系数等参数。②根据上述试验结果，分别向图6-4所示的高强度塑料筒（共6个）中按不同的密度装上，在此过程中，为预防土与塑料壁之间接触不良或开裂所造成的影响，我们采用了在装土之前向塑料筒边壁上先涂抹一层凡士林的办法，效果很好。③为真实地模拟垃圾渗滤液在土中的运移及研究粘性土的截污能力，我们采用填埋场渗滤液的原液来作系列淋滤净化试验。④由于土柱上的淋滤液向土中渗滤，再从土柱上的取样孔中取出的水之间存在一个时间差，为避免这个时间差造成的误差，我们在测试从土柱中取出的水的污染组分的同时，也测试土柱之上的淋滤液的相应成分的浓度，通过计算，消除误差。⑤不同密度土的渗透试验采用常规的渗透试验方法。试验时的实验室温度变化范围用空调器控制在4℃以内，以避免由于热胀冷缩过大带来的误差。由于粘性土中孔隙水渗流量特别小，为避免由于干燥产生蒸发对观测流量带来的误差，在实验室安装了加湿器，以保证室内湿度在90%以上。⑥土柱中水样的采集采用真空负压计，保证随时取到水样。土柱中淋滤水的污染组分由中国地质科学院水文地质专业测试中心测试。

图6-4 土体截污能力淋滤试验装置

（三）截污容量的计算方法

计算截污容量，要确定净化率R和截污值S这两个参数。

（1）净化率R。

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

C_原＝原状渗滤液的浓度，C_出＝渗滤液渗过土体后流出水的污染质的浓度。净化率R是一个衡量粘性土对污染质净化能力重要指标。当土对污染质的净化率R=0%时，说明该土已经不再对污染质有净化能力。在实际使用时，为更有效地保护环境，土不再对污染质有净化能力的标准可根据具体情况而定，而不一定要求净化率R=0%，我们认为R可以定在0～25%之间。

（2）截污值S。土的截污值S，指渗滤液经过土体后，留在土中的污染质的量。计算式为：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

V_原＝渗滤液的体积为便于在工程实践中的应用，我们引入单位重土截污值S_D的概念，即用土的截污值S除以参与截污值S的土的重量W。计算式子为：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

S、S_D单位分别为mg、mg/g。

（3）截污容量S_DM的确定。单位重土截污值S_D表明每单位重的土里截留了多少重量的污染质，就同一种土来说，不一定就是一个定值，它的大小与渗滤液的性质、经过土的时间、土本身的性质等有关。对于同一种土来说，在一定时期内，对污染质的净化作用并非是无限的。换句话说，到一定程度，土中污染质是要达到饱和的，这时，土的截污值为最大截污值或土的饱和截污值S_DM，所累积的污染质的总量就是所谓的土的截污容量（用S_DM来表示），它是一个主要与土的性质（土的颗粒组成、密实度、矿物成分、有机物成分、渗透性等）和间歇恢复时间有关的参量。

三、有效阻隔层足额厚度的计算

有效阻隔层足额厚度（H_z）的计算，涉及到有效阻隔层的阻隔能力即粘性土的截污容量S_DM、填埋场垃圾的种类、填埋垃圾的密实度（孔隙率a）、填埋垃圾的厚度（H_L）、垃圾渗滤液中污染物的浓度（C）和垃圾渗滤液量等参数。

一个垃圾填埋场的填埋容量是一定的，其所产生的污染物的总量也是一定的。按照截污容量的定义，当垃圾场下面有效阻隔层的土量一定时，在一定时期内，它对污染物的阻隔能力也是一定的，当垃圾场下面的有效阻隔层截污总量（SM_t）大于或等于垃圾填埋场所产生的污染物的总量（S_Mw），即当S_Mt≥S_Mw时，此垃圾场的污染物不会迁移污染含水层中。当S_Mt=S_Mw时，计算得到的有效阻隔层厚度为临界有效阻隔层足额厚度。这个临界有效阻隔层足额厚度H：计算推导过程如下：

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式中：W_t＝有效阻隔层土的质量（kg）,S_DM＝截污容量（kg/kg）,D_t＝有效阻隔层土的密度（kg/m³）,V_t＝有效阻隔层土的体积（m³）,S_t＝有效阻隔层土的面积（m²）,H_z＝有效阻隔层足额厚度为（m）。

由于填埋场垃圾中的污染物总量S_Mw的计算在世界各国都是一个难题，至今还未得到很好的解决。事实上，我们没有必要计算填埋场垃圾中的污染物总量S_Mw，而只需计算垃圾处置场渗入阻隔层中的污染物总量S'_Mw，即可。实际上，填埋场中的垃圾污染物在使用期满封场后，其中的垃圾污染物不断从有机固体物的降解中，进入垃圾渗滤液中来。同时，垃圾渗滤液中的有机污染物又在微生物的作用下不断分解和转化成为非污染物，因而有机污染物浓度随时间的推移逐渐衰减。而其中的无机污染物也在不断的化学反应下转化成非污染物，无机污染物浓度随时间的推移逐渐衰减（图6-5），即填埋场渗滤液中的污染物（不论是有机污染物或是无机污染物）浓度在场地使用的初期往往是最高的。因此，我们在计算垃圾处置场渗入阻隔层中的污染物总量S'_Mw时，为使所计算的有效阻隔层足额厚度在使用时放心，采用了非常保守的方法，用填埋场垃圾渗滤液最大浓度C与填埋场垃圾渗滤液体积的积作为垃圾处置场渗入阻隔层中的污染物总量S'_Mw，而填埋场垃圾渗滤液体积等于填埋场垃圾的体积V_L与垃圾孔隙率a的积。

所以：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

当S_Mt=S'_Mw，时，H_z×S_t×D_t×S_DM=H_L×S_L×a×C，则

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在上述（6-5）、（6-6）中，V_L＝填埋垃圾的体积（m³）,S_L＝填埋垃圾的面积（m²）,H_L＝垃圾填埋厚度（m）,C＝填埋场垃圾渗滤液最大浓度（kg/m³）,a＝垃圾孔隙率（%），其余同前。

图6-5 某填埋场中污染物浓度随时间的推移逐渐衰减规律

如图6-6所示，设填埋场底下面有效阻隔层足额厚度为H_z，垃圾填埋厚度为H_L，在对本区进行垃圾处置场区的选择规划时，在单位面积上，先假定S_L=S_t=1，则（6-6）式变成：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

并且，根据北京市平原区现有负地形的一般深度和我们调查中的现有垃圾场的堆放或填埋厚度及机械挖掘的可能深度，我们可初步认为北京未来的垃圾填埋场填埋垃圾的厚度大约为12m，即H_L=12m。

a＝填埋垃圾的孔隙率（%），根据城市垃圾的成分和压实程度，其孔隙率通常取40%～52%。为便于计算，我们取45%。

把a=45%、H_L=12m代入（6-7），则（6-7）式变成（6-8）：

城市垃圾地质环境影响调查评价方法

图6-6 有效阻隔层足额厚度H_z的计算示意图

四、粘性土层阻隔能力的实验研究结果

根据前述实验研究结果及相关资料的核查，北京地区的粘性土层的截污容量（S_DM）、填埋场垃圾渗滤液的最大浓度C、有效阻隔层土的密度D_t等值及利用（6-8）式对有效阻隔层足额厚度Hz计算结果如表6-1。

五、认识和讨论

归纳总结上述，可以得出下列初步认识：

（1）废物处置场的衬垫层目的从“禁止渗滤液向地下水中渗漏”到“隔离污染物，可允许水进入地下水”的理念的转变，为新的污染物隔离理论创新奠定了基础。新的衬垫隔离理论来源于对地质隔离层中的物理、力学、化学和土壤微生物学性质等的正确认识和利用；由此，使传统的处置场隔离理念得到了更新，垫层理论实现了突破。

表6-1 北京市平原区粘性土对垃圾污染物的阻隔能力

（2）粘性土隔离层既具有防渗作用，又具有截污作用。充分利用其截污作用，通过对隔离层截污容量的试验研究、计算方法的探索，研究出了地质隔离层“截污容量”、“有效隔离层足额厚度”等新的表征阻隔能力和特性的参数。理论推导和实际例子表明，其理论及计算方法是可靠和可行的。

（3）从H_z=5.4C/（D_t×S_DM）计算式子看出，有效隔离层足额厚度H_z的计算确定是应用该理论的关键，而计算H_z需要的一个基本参数S_{D M}的准确求取又很重要。本文用隔离层对COD及TDS的截污容量来分别代表有机或无机污染物的截污容量S_DM，是在受现有实验条件、测试技术等的限制和垃圾中的污染成分状况出发作出的选择；但有害废物中的有害物质成分十分复杂，不同的隔离层对不同的污染成分的截污作用或截污能力是不一样的，究竟用那种（些）污染成分的截污容量来代表废物污染物的截污容量最合适，还要做大量的探索性研究工作。

（4）从H_z=5.4C/（D_t×S_DM）计算式子还可看出，有效隔离层足额厚度与其密度D_t、截污容量S_DM成反比，与渗滤液污染物浓度成正比，要使隔离层比较薄的地区能填埋处置废物，有三种办法：一是对垃圾进行分选，尽量减少废物中的污染物；二是对隔离层夯实，增大密度D_t；三是增大隔离层的截污容量S_DM。

（5）增加隔离层对垃圾污染物的净化或截留能力即能增大隔离层的“截污容量”S_DM的方法，为此，笔者已经作了较成功的系列性探索。这些方法有：①通过在隔离层中加入微生物菌液体，增强土壤微生物对污染物的降解作用；②在隔离层中按一定比例加入强吸附材料膨润土；③在隔离层中按一定比例加入强吸附材料风化煤粉；④利用天然泥炭层作为隔离层。

G. 水动力弥散系数的测定

目前，就非饱和土壤水动力弥散系数的测定来看，还没有公认而成熟的方法和规范可寻，当然，国内外一些学者在这方面也做了不少探索和研究。Yule和Gardner（1978）在假设弥散系数与速度成比例关系以及含水量均匀的前提下，进行室内短柱试验求得非饱和纵向和横向弥散系数，但由于假设偏于理想化，求得的参数难以体现实际情况。Smiles和Philip（1978），Smiles等（1978）求得水平吸水过程中溶质运移问题的半解析解，通过一维水平吸水实验，认为弥散系数仅为含水量的函数，与流速无关。De Smedt和Wierenga（1979，1984）在长30cm的一维垂直土柱中对两种不同粒径的玻璃球进行实验，认为弥散系数与平均孔隙流速呈线性关系。Jones和Watson（1982）用沙进行一维吸水实验，通过计算结果分析，当取弥散系数与平均流速呈线性关系时，计算结果完全落在实验结果的范围之内。杨金忠（1986）利用水平土柱试验，由数值方法反求参数，是个较有效的方法，但是求解非线性水流方程和对流弥散方程的复杂性，使之难以推广应用。黄康乐（1987，1988）基于质量守恒原理，借鉴求解水力传导度的瞬时剖面方法，提出了一种在实验和计算上都较为简单的室内和野外试验方法，并通过室内、野外试验证明该方法是较有效、精确的。石元春、李韵珠和陆锦文等（1986）以及清华大学的谢森传、杨诗秀和雷志栋（1989）进行了水平土柱的入渗试验，并根据试验结果求得了以含水率为变量的水动力弥散系数。张瑜芳、张蔚榛和沈荣开等（1997）提出，若已知土壤水、盐运动过程中某两个时刻的剖面分布，从质量守恒原理建立起剖面上各点的水分及盐分均衡方程，从而求出剖面上各点的弥散系数，此结果与根据实验用数值方法反求参数的结果相一致。

图2.3.3 扩散度拟合曲线

目前，对水动力弥散系数的结构形式的认识尚不统一（王亚东、胡毓骐，1992）。从理论上讲，水动力弥散系数D_sh为分子扩散系数D_s和机械弥散系数D_h之和。一般将溶质在土壤中的分子扩散系数仅表示为含水率的函数，而与溶质的浓度无关，常用经验公式来表示（雷志栋，杨诗秀，谢森传，1988）。用经验公式表示的分子扩散系数D_s为：

D_s=D₀αe^bθ （2.3.55）

式中：D_s分子扩散系数（cm²/min）；D₀溶质在自由水体中的扩散系数（cm²/min）；θ土壤含水率（cm³/cm³）；α、b均为经验常数。

据文献介绍（Olsen 和Kemper，1968），当土壤水吸力在0.3～15atm 的范围内变化时，上述经验公式中b=10 比较适合，α的变化范围为0.005～0.001（沙壤土-粘土），土壤粘性愈大，α值愈小。

一般认为，一维流情况下，机械弥散系数 D_h与平均孔隙流速 υ 的一次方成正比（Bear，1972）

D_h=α｜υ｜ （2.3.56）

式中：D_h机械弥散系数（cm²/min）；υ平均孔隙流速（cm/min）；α弥散度（为经验常数）（cm）。

综上所述，弥散系数D_sh表示为分子扩散系数D_s和机械弥散系数D_h之和，即

D_sh=D₀αe^bθ+α｜υ｜ （2.3.57）

当对流速度相当大时，机械弥散的作用会大大超过分子扩散作用，以致于水动力弥散中只需考虑机械弥散作用；反之，当土壤溶液静止时，则机械弥散完全不起作用，而只剩下分子扩散了。一般情况下，土壤中的溶质运移，都同时存在分子扩散和机械弥散作用，但实际上很难区分开来，因此，将分子扩散和机械弥散综合统称为水动力弥散。实际应用中，有的学者将水动力弥散系数表示为形如分子扩散系数形式的指数函数，如 Smiles 和 Philip（1978），谢森传、杨诗秀和雷志栋（1989），认为纵向弥散系数对孔隙水流速不敏感，因此，D_sh可以单独作为含水率的函数来对待。但从文献资料看，目前不少学者将水动力弥散系数表示为形如机械弥散系数形式的线性函数，认为D_sh与平均孔隙流速υ的一次方成正比。本文所测定的水动力弥散系数取前一种形式。测定方法有水平土柱法和垂直土柱法。

图2.3.4 垂直土柱试验装置示意图

（一）垂直土柱法

试验装置如图2.3.4 所示，土柱上装有负压计和盐分传感器以测定土壤负压和土壤溶液浓度，供试溶液由马氏瓶从底部进入土柱。为了计算水动力弥散系数（Hydrodynamic Dispersion Coefficiet），首先计算水分通量，然后计算盐分通量，最后由水分通量和盐分通量计算水动力弥散系数。

1.水分通量

若已知溶液从底部补给土柱的水量，以及不同时刻剖面含水率的分布，则由水量均衡原理，土柱上任一截面z处的水分通量q_z可表示为：

土壤水盐运移数值模拟

即

土壤水盐运移数值模拟

式中：q_z为任一截面z处的水分通量（cm/d），q₀为土柱底部的进水量（cm/d），θ为体积含水率（cm³/cm³），Δt=t₂-t₁为时段（d）。

上式（2.3.59）写为离散格式：

土壤水盐运移数值模拟

式中：k为时段数。

2.盐分通量

若已知土柱底部溶质通量，以及不同时刻剖面含水率和溶质浓度的分布，则任一截面z处的溶质通量J_z由质量守恒原理得：

土壤水盐运移数值模拟

土壤水盐运移数值模拟

式中：J_z为任一截面 z 处的溶质通量（g/cm²·d）；J₀为土柱底部的溶质通量（g/cm²·d）；c为土壤溶质浓度（g/cm³）；θ为体积含水率（cm³/cm³）；Δt=t₂-t₁为时段（d）。

式（2.3.62）写为离散格式为：

土壤水盐运移数值模拟

3.水动力弥散系数

根据水动力弥散原理，溶质通量等于水动力弥散通量与对流通量之和，即：

土壤水盐运移数值模拟

土壤水盐运移数值模拟

式中：J 为溶质通量（g/cm²·d）；D_sh为水动力弥散系数（cm²/d）；c 为溶质浓度（g/cm³）；θ为体积含水率（cm³/cm³）；Δt=t₂-t₁为时段（d）。

式（2.3.65）写为离散格式为：

土壤水盐运移数值模拟

将前面计算出的

和

代入式（2.3.66）即可计算水动力弥散系数D_sh，倘若取一系列z断面则可计算出一系列D_sh，从而将D_sh和对应的θ值或孔隙流速υ拟合成经验公式。

（二）水平土柱吸渗法

试验装置如图2.3.5所示，溶液由马氏瓶从土柱一端水平渗入，土柱为初始含水率和盐分含量均匀一致的半无限土柱，这个问题可以用如下的水盐运移方程进行描述。

图2.3.5 水平土柱试验装置示意图

水分方程：

基本方程，

土壤水盐运移数值模拟

式中：D（θ）为水分扩散度（cm²/min）；θ为与输入端（进水边界）的水平距离为x处的体积含水率（cm³/cm³）。

定解条件，

土壤水盐运移数值模拟

式中：θ_i为初始体积含水率（cm³/cm³）；θ_s饱和体积含水率（开始试验后在边界处瞬时形成）。

盐分运移方程：

基本方程，

土壤水盐运移数值模拟

式中：D_sh为水动力弥散系数（cm²/min）；c为与输入端（进水边界）的水平距离为x处的溶质浓度（g/cm³）；q为水流通量（cm/min）；θ为体积含水率（cm³/cm³）。

定解条件，

土壤水盐运移数值模拟

式中：c_i为初始土壤溶液浓度（g/cm³）；c₀为所供给溶液浓度（g/cm³）。

由水分方程可以解出扩散度：

土壤水盐运移数值模拟

由盐分方程可以解出水动力弥散系数，由于，

土壤水盐运移数值模拟

所以盐分运移的基本方程式（2.3.69）可以展成：

土壤水盐运移数值模拟

采用 Boltzmann 变换，将上述偏微分方程化为常微分方程，令

，则式（2.3.73）变为：

土壤水盐运移数值模拟

将

，

代入式（2.3.74）得：

土壤水盐运移数值模拟

令

土壤水盐运移数值模拟

将式（2.3.71）代入式（2.3.76）得：

土壤水盐运移数值模拟

将上式写为离散格式为：

土壤水盐运移数值模拟

式（2.3.75）可写为：

土壤水盐运移数值模拟

Boltzmann变换后盐分运移问题的定解条件变为：

土壤水盐运移数值模拟

将上式（2.3.79）两边在区间［c，c_i］上积分，求出水动力弥散系数：

土壤水盐运移数值模拟

写为离散格式为：

土壤水盐运移数值模拟

根据试验数据用式（2.3.82）即可计算水动力弥散系数D_sh。

（三）水动力弥散系数测定结果

本书采用水平土柱吸渗法进行水动力弥散试验。由于不同溶质在土壤中的弥散系数基本相同（张瑜芳、张蔚榛和沈荣开等，1997）；通过不同浓度的入渗试验证明，入渗溶液浓度和初始含水量对D_sh影响不明显（石元春、李韵珠和陆锦文等，1986）；理论分析和实验证明，入渗溶液的浓度对土壤水分的运动影响很小（谢森传、杨诗秀和雷志栋，1989）。因此，本书选用氯化钠溶液作为供水水源进行弥散试验。

试验装置为分节的有机玻璃圆柱（图 2.3.5），柱长 70cm，内径 2.5cm，每节长3.5cm，节与节之间为钟罩式连接，柱的一端装有多孔板，供水装置为马氏瓶。测试土样同前，为寅阳1^＃粉砂壤土，大兴2^＃粉砂壤土，兴隆沙1^＃粉质粘壤土，土壤含盐量及离子组成见表2.3.5。其中寅阳1^＃砂壤土，兴隆沙1^＃粉质粘壤土的土壤盐分均以氯化钠为主，Cl^-和Na⁺的含量占绝对优势，而大兴2^＃砂壤土离子含量则以

和Na⁺为主。土的装填，分层按容重装填。供水水源为氯化钠溶液，由于寅阳1^＃砂壤土含盐量和Cl^-和Na⁺的含量较高，所以供水水源的浓度也较高，为20 g/L的氯化钠溶液，而大兴2^＃砂壤土、兴隆沙1^＃粉质粘壤土含盐量较低，所以供水水源的浓度也较低，为5g/L的氯化钠溶液。溶液由马氏瓶水平进入土柱，试验于1999年3月至6月进行，根据土壤质地不同，试验时间为300～1340min。

表2.3.5 土样含盐量及离子组成

试验结束后，迅速将土柱按节拆开取样。土壤含水率采用烘干法测定，土壤含盐量采用电导率仪测定。通过实验数据拟合的电导率与土壤含盐量的换算关系为

s=2.8882E_c+ 0.1016 （2.3.83）

式中：s为土壤含盐量（单位质量干土所含盐分的质量（g/kg））；E_c为电导率（土水比为1：5的浸提液，标准为10³档下的读数（mS/cm））。

土壤溶液浓度c与土壤含盐量s的换算关系为：

θc=γs （2.3.84）

式中：c为土壤溶液浓度（g/L）；θ土壤含水率（cm³/cm³）；γ 为干土容重（g/cm³）；s土壤含盐量（g/kg）。

根据试验的实测数据，按照上述算法进行计算。拟合的水动力弥散系数的经验公式如下：

寅阳1^＃（相关系数R=0.987）

D_sh（θ）=8×10^-6e^30.187θ （2.3.85）

大兴2^＃（相关系数R=0.981）

D_sh（θ）=4×10^-8e^47.965θ （2.3.86）

兴隆沙1^＃（相关系数R=0.993）

D_sh（θ）=0.0061e^12.448θ （2.3.87）

主要计算图件及拟合曲线见图2.3.6至图2.3.8。

图2.3.6 寅阳1^＃曲线图

图2.3.7 大兴2^＃曲线图

图2.3.8 兴隆沙1^＃曲线图

H. 室内土柱实验怎么分层取土

你的淋洗试验，正常情况下，土壤要过多少目的筛啊？如果过的筛比较细，应该就没什么问题。如果，你是要过2mm这样的粗筛，建议你还是换一下土样。因为，你现在的土壤结皮后，相当于把原有土壤的结构破坏了埃