地下水溶解相傳輸 - 文獻回顧 - 導水度異質性對於含氯有機溶劑污染場址健康風險評估之影響

第二章文獻回顧

2.2 地下水溶解相傳輸

地下水溶解相傳輸機制有水動力延散、土壤吸附、生物降解等作用，為污染團濃度傳輸與變化之因素，而污染團隨地下水向外快速擴散是影響場址污染風險的重要行為。

2.2.1 水動力延散作用

地下水溶質傳輸其運動和擴散模式一般稱之為水動力延散。這個傳輸機制中包括了三種基本機制：帄流(Advection)、機械延散(Mechnical dispersion)、擴散 (Diffusion)。

帄流是指污染物隨著水分子因水頭(地下水位)差異而帶動，隨地下水傳輸，

其一維傳流方程式可表示：

x v C t C



 

 



(2-1)

而帄均線性速度的大小根據達西定律：

n

i

v  K 

(2-2) ne為有效孔隙率，

i

為水力梯度，

K

為導水度。

綜合水動力延散傳輸機制，推導得三維帄流-延散方程式(Freeze and Cherry, 1979 ; Bear, 1972 ; Ogata, 1970)： (Wood, Kramer, and Hern,1990)。有機化合物大部分吸附於土壤的有機質上，在純有機碳上的吸附係數係以K_oc來表示，K_oc值愈高，代表愈容易被土壤或底泥吸理見表 2-4。K_ow為辛醇-水分佈係數 (Octanol-water partition coefficient)，化學物質在水相的帄衡濃度，通常以K_ow>100 者稱為疏水性物質。

表 2-4 K_ow文獻數據和K_oc值計算(Schaerlaekens et al., 1999)

吸附作用使得一部分的污染物分子在傳輸過程中被留置在固相，因此以帄流的觀點來看，污染物的移動隨水流動的速度減緩而受到延滯。定義出遲滯係數r_f

來描述速度降低的比例(Srinivasan and Mercer, 1988)：

d b

K

r 

 



1 (2-8)



b為土壤乾體積質量密度，為土壤體積含水比。

延滯速度則可以表示為：

f x

r

v  v

(2-9)

vx為 x 方向(水流方向)之帄均線性速度。

延滯效應不僅使污染團的移動速度減緩至幾十分之一或幾百分之一，也會使得污染團擴大的速率變慢。然而，污染物並沒有消失，而是吸附在土壤顆粒之上。

若污染團繼續往前移動，原本吸附在土壤顆粒上的污染物會因為地下水中的污染濃度降低，而自土壤顆粒上再度釋放出來，以達到新的分配帄衡。

2.2.3 生物降解作用

以生物反應而言，含水層中有各式各樣的微生物，在適當的條件下，微生物可利用污染物進行代謝反應，含氯有機溶劑在生物系統中的降解機制，可區分為好氧氧化作用（Aerobic oxidation）與厭氧還原脫氯作用（Anaerobic reductive dechlorination），常見反應生成途徑如圖 2-5。

圖 2-5 氯烯類有機物反應生成途徑(Tiehm et al., 2007)

好氧性生物降解作用是利用氧氣為電子接受者，氧化有機污染物，轉化成二氧化碳以獲得能量。一般氧化反應作用存在於污染團前端和靠近地表層溶氧高的區域，而其溶氧濃度有限，往往在嚴重污染場址之地下表層即消耗殆盡，而無法展開全面好氧之生物整治(Alexander, 1999)。厭氧性生物降解作用主要發生於污染團中心，如圖2-6。在缺氧且存在可利用之碳源及電子接受者，以及存在適當的營養鹽、氧化還原電位、Ph值及溫度時，厭氧菌會降解含氯碳氫化合物，將含氯有機污染物作為電子接受者，四氯乙烯接受電子後釋出氯離子，而原本氯離子則由氫取代，使其轉化成中間產物三氯乙烯，然後再脫氯可能轉成為順-1,2-二氯乙烯、反-1,2-二氯乙烯或1,1-二氯乙烯三種同分異構物，其中又以順-1,2-二氯乙烯為主，極少量的反-1,2-二氯乙烯和1,1-二氯乙烯，最後再脫氯轉換成氯乙烯及乙烯，乙烯可能會轉換為乙烷或直接因生物降解氧化為二氧化碳與水(El

Fantroussi et al., 1998)。雖然其最終產物是毒性遠較PCE或TCE低的，但過程中產生的VC卻是氯烯類中毒性最高的，PCE與TCE是疑似人類致癌物，但VC是確定人類致癌物。污染場址在污染物傳輸與自然衰減過程中，並非只有濃度降低，因降解後的衍生物DCE與VC的產生，不僅提高污染物的毒性且因為污染物範圍擴大而使得污染場址造成的健康風險大幅提高。

另一方面，在厭氧代謝的過程中，反應產物的含氯量會逐漸減少，使得還原傾向減小，導致DCE與VC進一步的還原脫氯反應速率甚為緩慢(Middeldorp et al., 1999) 導致在污染場址常發現DCE與VC持續存在，反而常已經未能偵測到PCE 與TCE。這樣的現象使得污染場址因DCE與VC導致的健康風險疑慮反較PCE與 TCE高且持久(Verce et al., 2002)。

圖2-6 污染團好氧性與厭氧性生物降解作用區域(Jang et al., 2008) 美國環保署的氯化有機化合物之還原性脫氯作用評估準則中概述，加速還原性脫氯作用發生之地下水氧化還原環境主要指標:

1. 氧化還原電位應小於-100 mV。

2. 溶氧應低於0.5 mg/L。

3. 硝酸鹽濃度應小於1 mg/L。

4. 硫酸鹽濃度應低於20 mg/L。

5. 亞鐵離子濃度應高於1 mg/L。

6. 溫度應超過20 ℃。

7. 總有機碳含量應大於20 mg/L以提供微生物進行還原性脫氯作用之能量來源。

以上若地下水無這些加速脫氯作用的還原環境，可能促使化合物最後降解成氯乙烯，和污染傳輸之距離增加。

氯烯類含氯有機溶劑，在好氧和厭氧的環境下一階降解反應速率和半衰期的文獻數據，見表 2-5。

表 2-5 氯烯類一階降解反應速率和半衰期的文獻數據 (J.Schaerlaekens et al., 1999)

在文檔中導水度異質性對於含氯有機溶劑污染場址健康風險評估之影響 (頁 23-28)

地下水溶解相傳輸

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