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

國立交通大學

土木工程研究所

碩士論文

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

Effect of Heterogeneity of Hydraulic Conductivity

on Health Risk at DNAPL Contaminated Sites

研究生 : 劉韋恩

指導教授 : 單信瑜 博士

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

Effect of Heterogeneity of Hydraulic Conductivity

on Health Risk at DNAPL Contaminated Sites

研究生：劉韋恩

Student：Wei-en Liou

指導教授：單信瑜 博士

Advisor：Dr. Hsin-yu Shan

國 立 交 通 大 學

土 木 工 程 研 究 所

碩士論文

A Thesis

Submitted to Department of Civil Engineering

College of Engineering

National Chiao Tung University

in Partial Fulfillment of the Requirements

for the Degree of

Master of Engineering

in

Civil Engineering

October 2010

Hsinchu, Taiwan, Republic of China

I

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

研究生: 劉韋恩 指導教授: 單信瑜 博士 國立交通大學土木工程研究所

摘要

本研究評估導水度異質性對於含氯有機溶劑污染場址之影響，藉由模擬地下 水污染溶質傳輸的現象，對導水度垂直向異質性分佈進行系統性的分析。利用 RT3D 數值模式和健康風險評估來模擬含氯有機溶劑污染場址於地下水傳輸，評 估各關切污染物對場址風險之影響。RT3D 可模擬四氯乙烯降解作用產生三氯乙 烯、二氯乙烯、氯乙烯，各關切污染物的吸附作用使各污染物傳輸速度不同。模 擬場址中建立一導水度在垂直方向為異質性的假設場址和選用一國內著名含氯 有機溶劑污染場址做研究案例。 研究結果顯示，在模擬一假設場址中，污染源存在於上層含水層，若低導水 度分佈於上層，會減緩污染團向外傳輸速度，使得場址內濃度高，場址外濃度低。 若高導水度分佈於上層，污染團傳輸快速，使得場址內濃度低，場址外濃度高。 模擬結果顯示氯乙烯傳輸速度快，使得 24 年之間造成場址外嚴重的污染。實際 案例場址模擬結果，其上層為低導水度，下層為高導水度之透水層時，模擬濃度 漸增，場址內之風險與假設其為均質含水層差異大，場址外之風險與假設其為均 質含水層差異小。健康風險評估結果顯示主要危害暴露途徑為吸入途徑，其次為 食入，而風險主要由三氯乙稀和氯乙烯所導致。 關鍵字: DNAPL、Visual MODFLOW、RT3D、污染傳輸模擬、導水度、異質性、 健康風險評估。

II

Effect of Heterogeneity of Hydraulic Conductivity on Health Risk

at DNAPL Contaminated Sites

Student: Wei-en Liou Advisor: Dr. Hsin-yu Shan Department of Civil Engineering

National Chiao Tung University

Abstract

This research, evaluates the Effect of Heterogeneity of Hydraulic Conductivity on Health Risk at DNAPL Contaminated Sites by simulating groundwater

contaminant transport. Using RT3D and Health Risk Assessment to simulate the migration of plume and evaluate the effect of the contamintant of concern on DNAPL contaminated sites. RT3D, which simulates the degradation of Tetrachloroethylene (PCE) and its degradation products, Trichloroethylene (TCE), Dichloroethylene (DCE), Vinyl Chloride(VC), concerns about the absorption of plume causing different velocity of transport. On the simulation site, the site for study was assumed to

establish a vertical heterogeneity of hydraulic conductivity. The other DNAPL site in Taiwan was chosen as the case study.

The results of the research show that, the assumption that the site point source exists in the upper aquifer pollution, if the low hydraulic conductivity were located on an upper aquifer, plume migration speeds down, making the concentration near the source was high, and the concentration far away the source was low. If high hydraulic conductivity were located on the upper aquifer, plume migration speeds up, and the concentration near the source was low, while the concentration far away the source was high. The results of the simulation show that the rate of transport of Vinyl Chloride is fast, leading to severe pollution beyond the site boundary within a time of 24 years. On the other hand, Results of the Taiwan DNAPL site simulation show that, when assuming low hydraulic conductivity on the upper layer, makes concentration increasing inside the site, the risk shows a big difference with the homogeneous aquifer, and in the outer site the risk difference is low. All the results of health risk assessment show main hazards exposure pathways by mainly inhalation, and followed by ingestion. The risk within the site boundary is primarily caused by both Trichloroethylene (TCE) and Vinyl Chloride (VC).

Keywords: DNAPL, Visual MODFLOW, RT3D, Contaminant Transport Simulation, Hydraulic Conductivity, Heterogeneity, Health Risk Assessment.

III

誌謝

在此真的非常感謝指導教授單信瑜 博士，一位充滿著愛心和善良的老師， 細心的指導和照顧，常常關心學生的狀況，體恤學生的不足，給予滿滿的扶持和 幫助，論文能順利完成真的是老師細心的指導和關心。感謝口試委員張良正 教 授、潘時正 博士給予論文寶貴的意見和建議使我能學習到更多寶貴的經驗，使 本論文也能更趨於完整。 碩士兩年的生活，留下許多難忘的經驗。體悟到自己有許多不足之處，希望 能繼續加油。每當遇到困難的時候，禱告是唯一重新開始振作的機會，聖經上說 ―你們所遇見的試探、無非是人所能受的、神是信實的、必不叫你們受試探過於 所能受的〃在受試探的時候、總要給你們開一條出路、叫你們能忍受得住。‖ (哥 林多前書 10:13)。感謝上帝，帶領我使我能順利完成碩士學業，且能有求學的機 會。 感謝我的家人細心的照顧和教養我，我的成長和進步都是你們一路的陪伴和 祝福。感謝研究所和大學時代的每位同學和學弟們韋輔、凱仁，特別是一起同甘 共苦的培旼，你們都是最棒最努力的好朋友。還有以前實驗室的學長姐，讓我碩 一渡過非常難忘的一年，造就現在的我。在學校的生活真的非常感謝學園團契和 信望愛社的弟兄姊妹們，從大學到研究所都有你們真好，我們真的像一家人一樣， 一起禱告一起能夠在學校為主發光，真的是一生中最有意義和最有價值的事情。 感謝許多為我禱告關心我的人和教會，你們默默為需要的的人代禱，上帝都必紀 念。在此有一段聖經的經文送給大家，耶穌非常愛我們，祂是好牧人。 ‖耶穌說: 我就是門，凡從我進來的，必然得救，並且出入得草吃。‖ (約翰 福音 10:9) 韋恩 謹致 于交通大學土木工程研究所 中華民國九十九年十月

IV

目錄

摘要... I Abstract ... II 誌謝... III 目錄... IV 圖目錄... VI 表目錄... IX 第一章 前言... 1 1.1 研究背景... 1 1.2 研究目的... 2 1.3 研究流程... 2 第二章 文獻回顧... 4 2.1 含氯有機溶劑污染... 4 2.2 地下水溶解相傳輸... 11 2.3 導水度異質性... 16 2.4 土壤與地下水污染場址健康風險評估... 22 2.5 數值模擬... 34 第三章 研究方法... 38 3.1 模式簡介... 39 3.2 模式應用... 42 3.3 參數設定... 46 第四章 假設場址模擬結果... 51 4.1 情境一傳輸模擬結果與風險評估... 51 4.2 情境二模擬結果與風險評估... 72 4.3 四種假設情境模擬結果之比較... 84 第五章 案例場址... 91

V 5.1 國內含氯有機溶劑污染案例場址... 91 5.2 BCA 案例場址設定 ... 93 5.3 BCA 模式設定 ... 95 5.4 BCA 場址模擬結果與風險評估 ... 97 第六章 結論與建議... 111 6.1 結論: ... 111 6.2 建議... 112 參考文獻 ... 115 附錄一 ... 120

VI

圖目錄

圖 1-1 研究流程 ... 3 圖 2-1 RCA 桃園廠外污染分佈 ... 5 圖 2-2 DNAPL 四相傳輸示意圖(董，1998) ... 9 圖 2-3 DNAPL 持久性污染源示意圖(Pankow, 1996) ... 10 圖 2-4 地下水監測井取樣與 DNAPL 溶解相傳輸之關係... 11 圖 2-5 氯烯類有機物反應生成途徑(Tiehm et al., 2007) ... 14 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) ... 15 圖 2-7 以流速儀量測所得之垂直向導水度變化 ... 17 圖 2-8 以分層微水試驗量測所得之三維導水度變化(Ross et al., 2007) ... 18 圖 2-9 環保署地下水監測井維護計畫 HPT 試驗結果 ... 20 圖 2-10 MADE 場址導水度變異其污染傳輸模擬結果與實際數值之比較 ... 22 圖 2-11 風險評估模式 ... 24 圖 2-12 RT3D 碳氫化合物生物降解反應式(Clement, 1997) ... 35 圖 3-1 研究內容流程圖 ... 39 圖 3-2 氯烯類好氧與厭氧環境下降解反應 ... 41 圖 3-3 假設場址垂直異質性導水度分佈 ... 45 圖 3-4 假設場址數值模式概念示意圖 ... 49 圖 4-1 情境一導水度分佈一第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 54 圖 4-2 情境一導水度分佈二第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 62 圖 4-3 情境一導水度分佈三第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 63 圖 4-4 情境一導水度分佈四第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 63 圖 4-5 情境一導水度分佈五第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 64 圖 4-6 情境一導水度分佈六第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 64 圖 4-7 情境一導水度分佈七第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 65 圖 4-8 情境一導水度分佈八第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 65 圖 4-9 情境一#1 觀測井各導水度分佈 PCE 模擬濃度與時間分佈曲線... 66 圖 4-10 情境一#1 觀測井各導水度分佈 TCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 66

VII 圖 4-11 情境一#1 觀測井各導水度分佈 DCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 66 圖 4-12 情境一#1 觀測井各導水度分佈 VC 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 67 圖 4-13 情境一#9 觀測井各導水度分佈 PCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 67 圖 4-14 情境一#9 觀測井各導水度分佈 TCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 67 圖 4-15 情境一#9 觀測井各導水度分佈 DCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 68 圖 4-16 情境一#9 觀測井各導水度分佈 VC 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 68 圖 4-17 情境一#15 觀測井各導水度分佈 DCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 68 圖 4-18 情境一#15 觀測井各導水度分佈 VC 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 69 圖 4-19 情境二導水度分佈一第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 74 圖 4-20 情境二導水度分佈二第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 79 圖 4-21 情境二導水度分佈三第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 79 圖 4-22 情境二導水度分佈四第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 79 圖 4-23 情境二導水度分佈五第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 80 圖 4-24 情境二導水度分佈六第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 80 圖 4-25 情境二導水度分佈七第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 80 圖 4-26 情境二導水度分佈八第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 81 圖 4-27 情境二#1 觀測井各導水度分佈 PCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 81 圖 4-28 情境二#9 觀測井各導水度分佈 PCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 81 圖 4-29 情境三導水度分佈一第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 85 圖 4-30 情境三#1 觀測井導水度分佈一模擬濃度與時間分佈曲線 ... 86 圖 4-31 情境三#9 觀測井導水度分佈一模擬濃度與時間分佈曲線 ... 86 圖 4-32 情境三#15 觀測井導水度分佈一模擬濃度與時間分佈曲線 ... 86 圖 4-33 情境四導水度分佈一第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 87 圖 4-34 情境四#1 觀測井導水度分佈一 PCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 88 圖 4-35 情境四#9 觀測井導水度分佈一 PCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 88 圖 5-1 BCA 場址 TE-2（TM303）自然伽瑪偵測值隨深度之變化 ... 93 圖 5-2 BCA 垂直異質性導水度分佈假設 ... 94 圖 5-3 BCA 場址數值模式概念示意圖 ... 97 圖 5-4 BCA 導水度分佈一第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 100

VIII 圖 5-5 BCA 導水度分佈二第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 105 圖 5-6 BCA 導水度分佈三第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 105 圖 5-7 BCA 導水度分佈四第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 106 圖 5-8 BCA 導水度分佈五第 24 年模擬結果與健康風險值 ... 106 圖 5-9 BCA #1 觀測井各導水度分佈 PCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 107 圖 5-10 BCA #1 觀測井各導水度分佈 TCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 107 圖 5-11 BCA #1 觀測井各導水度分佈 DCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 107 圖 5-12 BCA #1 觀測井各導水度分佈 VC 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 108 圖 5-13 BCA #11 觀測井各導水度分佈 PCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 108 圖 5-14 BCA #11 觀測井各導水度分佈 TCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 108 圖 5-15 BCA #11 觀測井各導水度分佈 DCE 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 109 圖 5-16 BCA #11 觀測井各導水度分佈 VC 模擬濃度與時間分佈曲線 ... 109

IX

表目錄

表 2-1 2007 年 ATSDR 汙染場址調查所得之污染物質排序(ASTDR, 2007) . 4 表 2-2 含氯碳氫化合物污染場址統計 ... 6 表 2-3(a) 四氯乙烯介紹 ... 7 表 2-4(b) 三氯乙烯介紹... 7 表 2-3(c) 1,1-二氯乙烯介紹 ... 8 表 2-3(d) 順-1,2-二氯乙烯介紹 ... 8 表 2-3(e) 氯乙烯介紹 ... 8 表 2-4 Kow文獻數據和Koc值計算(Schaerlaekens et al., 1999) ... 13 表 2-5 氯烯類一階降解反應速率和半衰期的文獻數據 ... 16 表 2-6 環保署監測井計畫 HPT 試驗結果彙整 ... 19 表 2-7 關切污染物毒性因子 ... 27 表 2-8 飲用受污染地下水並經由口服吸收之暴露劑量(USEPA, 1989) ... 28 表 2-9 使用受污染地下水作為洗澡用途，水中關切污染物汽化後經吸入吸收 之暴露劑量(USEPA, 1989) ... 28 表 2-10 使用受污染地下水作為日常清洗用途，水中關切污染物汽化後經吸 入吸收之暴露劑量(USEPA, 1989) ... 29 表 2-11 使用地下水作為洗澡或日常清洗用途，水中關切污染物經皮膚接觸 吸收之暴露劑量(USEPA, 2004) ... 30 表 2-12 SEAM3D 模擬電子接受者生物降解作用最終產物 ... 36 表 2-13 模式介紹 ... 37 表 2-14 圖形化介面軟體對應可用之模式 ... 37 表 3-1 假設場址分配係數參數設定 ... 48 表 4-1 情境一導水度分佈一 1 號井致癌風險 ... 55 表 4-2 情境一導水度分佈一 1 號井非致癌風險 ... 55 表 4-3 境一導水度分佈一 9 號井致癌風險 ... 56 表 4-4 情境一導水度分佈一 9 號井非致癌風險 ... 56 表 4-5 情境一導水度分佈一 15 號井致癌風險 ... 57 表 4-6 情境一導水度分佈一 15 號井非致癌風險 ... 57

X 表 4-7 情境一各導水度分佈#1 觀測井風險與濃度之匯整 ... 69 表 4-8 情境一各導水度分佈#9 觀測井風險與濃度之匯整 ... 70 表 4-9 情境一各導水度分佈#15 觀測井風險與濃度之匯整 ... 70 表 4-10 觀測井各導水度分佈模擬結果其風險與濃度之範圍 ... 71 表 4-11 情境一#1 觀測井模擬 10 年風險評估與濃度之匯整 ... 71 表 4-12 情境一#9 觀測井模擬 10 年風險評估與濃度之匯整 ... 72 表 4-13 情境一異質性導水度模擬 10 年風險評估之風險範圍 ... 72 表 4-14 情境二導水度分佈一 1 號井致癌風險 ... 74 表 4-15 情境二導水度分佈一 1 號井非致癌風險 ... 74 表 4-16 情境二導水度分佈一 9 號井致癌風險 ... 75 表 4-17 情境二導水度分佈一 9 號井非致癌風險 ... 75 表 4-18 情境二各導水度分佈#1 和#9 觀測井風險與濃度之匯整 ... 82 表 4-19 觀測井各導水度分佈模擬結果其風險與濃度之範圍 ... 82 表 4-20 情境二風險評估 10 年#1 觀測井風險與濃度之匯整 ... 83 表 4-21 情境二異質性導水度模擬 10 年風險評估之風險範圍 ... 83 表 4-22 四種情境各觀測井健康風險評估 ... 88 表 5-1 BCA 場址外污染物濃度 ... 91 表 5-2 BCA 場址內內地下水污染物濃度值 ... 92 表 5-3 BCA 場址分配係數參數設定 ... 96 表 5-4 BCA 導水度分佈一 1 號井致癌風險 ... 101 表 5-5 BCA 導水度分佈一 1 號井非致癌風險 ... 101 表 5-6 BCA 導水度分佈一 11 號井致癌風險 ... 102 表 5-7 BCA 導水度分佈一 11 號井非致癌風險 ... 102 表 5-8 BCA #1 觀測井各導水度分佈風險與濃度之匯整 ... 110 表 5-9 BCA #11 觀測井各導水度分佈風險與濃度之匯整 ... 110 表 5-10 BCA 觀測井各導水度分佈模擬結果其風險與濃度之範圍 ... 111

1

第一章 前言

1.1

研究背景

含氯有機溶劑為地下水中重質非水相溶液(Dense Non-Aqueous Phase Liquids, DNAPL)污染物，低溶解度且比水重之特性。DNAPL 若不當排放或洩漏於土壤 或地下水中，將會影響污染傳輸之深度與範圍。DNAPL 還原脫氯生物降解反應 反而使汙染擴大與風險增加。但其對脂類有高溶解力，因此大量的使用於工業製 程中，如脫脂、電子零件清洗及乾洗等。因人為不當之管理與處置，造成國內外 含氯有機溶劑成為土壤及地下水污染之主要來源之一。例如美國超級基金場址有 將近 80％的場址存在三氯乙烯及四氯乙烯污染。而舉凡台灣污染場址如 RCA 桃 園廠、台氯頭份廠、台氯林園廠、台塑林園廠、台塑仁武廠、原國泰塑膠竹南廠、 竹科 MW-19 號井附近、飛利浦竹北廠，及帄鎮、觀音、中壢、大園、帅獅、南 崗等工業區，皆為國內遭受含氯有機溶劑污染之場址。 就土壤與地下水污染而言，含水層的水文地質參數影響了污染物傳輸的速度 與範圍，亦即直接影響了污染物在不同時間下的濃度分布。因此在判定場址污染 程度時，風險評估的結果除了和所引用的污染物取樣時間有關，也更受到污染物 傳輸特性的影響。另一方面，當進行整治方案選擇和整治目標設定時，風險評估 係引用污染傳輸模擬的結果進行，水文地質參數的複雜性與變異性將影響風險評 估的結果。而實務上所採用的污染傳輸模式是傳統的水動力延散模式，將含水層 視為均質的孔隙介質。 利用監測井微水試驗所得的導水度也通常為一篩管範圍帄均值，若含水層材 料在垂直向和水帄向具有異質性或非等向性，則微水試驗的結果將導致傳輸模擬 與實際狀況的重大落差。通常薄層的高透水性夾層將使得污染物快速傳播，但微 水試驗的結果卻可能顯示帄均導水度為最大值的數十、甚至於數百分之一。由於 台灣的水文地質狀況遠較大陸性地區複雜，含水層的異質性非常高，因此污染傳 輸的現象更難以掌握與模擬。

2

1.2

研究目的

本研究目的為藉由 Visual MODFLOW 數值模擬的軟體，模擬地下水污染溶 質傳輸的現象。依據文獻與研究報告中含水層實際的土層分布和導水度分布進行 系統性的分析，以假設數種典型的水文地質參數變異組合來進行污染傳輸模擬。 並將其結果與利用微水試驗所得的帄均導水度污染傳輸模擬結果，同時做為風險 評估之濃度分佈值，並將風險評估結果進行比較，以瞭解含水層導水度異質性對 於風險評估之影響。 此外，本研究的主要污染物為四氯乙烯與三氯乙烯。因同為疑似人體致癌物 的四氯乙烯與三氯乙烯在含水層中會還原為確定人體致癌物氯乙烯以及毒性較 高的二氯乙烯。因此本研究也將考量此一效應，利用 RT3D 數值模式模擬含氯化 合物於地下水傳輸過程中生物降解的結果，評估含氯有機溶劑污染場址受四氯乙 烯降解之後的衍生物其健康風險之影響程度。 本研究透過使用污染傳輸模擬與健康風險評估之兩種工具，來呈現污染團移 動因異質性導水度影響場址之程度。因土壤與地下水污染無法純粹用調查濃度值 與模擬結果來表示污染之危害程度，各關切污染濃度之差異，無法全面的代表場 址之污染程度。所以透過健康風險評估，可以更完整呈現土壤與地下水污染中比 較完整的面向，直接反應污染物暴露環境下危害人體健康之程度，所以本研究透 過健康風險評估結果當作呈現之工具。

1.3

研究流程

本研究係以數值模擬來探討導水度分層分佈變異性之問題。含氯有機溶劑污 染物傳輸為多相流傳輸，其中地下水溶質傳輸為污染向外擴散之重要傳輸行為。 而目前許多一般商業軟體中可模擬地下水溶質傳輸，其中數值模擬模式 RT3D 包 含 DNAPL 化學反應模組。因此本研究選用 Visual MODFLOW 此套模擬系統， 其包含 MODFLOW 和 RT3D 來進行污染物傳輸模擬。

3 場址參數設定輸入 Visual MODFLOW 內建立場址模型。藉由模擬結果與健康風 險評估，針對污染物傳輸影響因子，導水度參數做變異性分析，評估導水度變異 性分佈對污染傳輸與健康風險評估之影響。研究流程與內容如圖 1-1 所述: 風險評估方法係利用我國環保署建置風險評估評析方法中的模式與參數數 據做計算。 圖 1-1 研究流程

文獻回顧

※ DNAPL 汙染行為與溶質傳輸機制:帄流、延散、降解、吸附 ※ 導水度變異性分佈 ※ 健康風險評估模式 ※ 數值模擬

研究方法

※ 藉由 MODFLOW 和 RT3D 模擬 24 年假設場址與實際案例場址地下水溶質汙染傳輸行為。 ※ 模擬的變化條件: 設定各種導水度可能垂直向水帄分層之情境做系統性的分析。 ※ 模擬結果計算各觀測井帄均濃度與健康風險值。

研究結果

※ 假設場址模擬條件下，導水度分層設定模擬，各觀測井濃度與風險之差異。 ※ 案例場址模擬條件下，導水度分層設定模擬，各觀測井濃度與風險之差異。

結論與建議

4

第二章 文獻回顧

2.1

含氯有機溶劑污染

2.1.1 含氯有機溶劑污染場址背景

含氯有機溶劑為重質非水相液體，其密度比水重和低溶解度之特性，使地下 水整治工作不易完成，且隨著污染物於含水層還原環境中，生物降解的作用，使 場址污染範圍擴大和危害風險增高，往往污染整治過程中耗費相當資源與時間仍 未能達成，如 RCA 桃園廠含氯有機溶劑汙染場址。

根據美國毒性物質和疾病管制署(Agency of Toxic Substance and Disease Registry，ATSDR)統計資料，截至 2004 年止美國國家優先整治場址名單(National Priorities List，NPL) 1,608 處場址中有 210 處場址有含氯有機溶劑污染問題。 ATSDR 於 2007 年污染場址暴露途徑調查報告中顯示，含氯碳氫化合物於污染 場址中出現之機會非常高，僅次於鉛、砷兩種物質，見表 2-1。

5 國內也陸續發現受含氯有機溶劑之污染場址，重大污染場址如桃園 RCA 場 址、台灣氯乙烯頭份廠及高雄廠、新竹科學園區及台塑仁武廠等。各場址均暴露 出 DNAPL 污染的嚴重性，地下水污染物濃度都超過管制標準好幾倍，污染範圍 也都擴大到場址外。以桃園 RCA 場址為例，59 年設立工廠，產品製造過程中， 四氯乙烯年使用量 3,000 加侖、1,1,1-三氯乙烷年使用量 680 加侖和三氯乙烯為主 要去脂溶劑，污染物自廢溶劑回收區、線路板清洗區之洩漏，經沖洗排放而入滲 至土壤及地下水。1989 年監測井及水井之地下水採樣分析結果顯示所有樣本都 檢測出污染物，場址內第一含水層 9 口監測井地下水中三氯乙烯及四氯乙烯濃 度皆高於第二類地下水污染管制標準。1994 年環保署為查證地下水污染程度， 即調查桃園 RCA 場址附近 20 口民井水質，發現其中 16 口民井之地下水出現三 氯乙烯、四氯乙烯等揮發性有機物，如圖 2-1。而至今 2010 年地下水仍超過地下 水污染管制標準(聯美環保科技股份有限公司，2009)。 圖2-1 RCA桃園廠外污染分佈 根據歷年來地方與中央主管機關調查及民眾的檢舉查證，依土污法相關法規 公告控制場址、整治場址及地下水受污染限制使用地區之統計，與比較在列管場 址中，受到含氯碳氫化合物污染的場址統計，見表 2-2。行政院環保署土污基管

6 會調查統計比起過去兩年前的 10 個汙染場址增加了 2 倍之多。 表 2-2 含氯碳氫化合物污染場址統計 (行政院環境保護署土壤及地下水污染整治網，2010) 地下水汙染場址 含氯碳氫化合物地下水污染場址 控制場址 57 19 整治場址 22 10 地下水受污染限制使用地區 13 10 總合 92 39 基於國內含氯有機溶劑汙染場址漸多，環保署於 2008 年首次針對全國含氯 溶劑之運作中工廠進行土壤及地下水調查。經由事先篩選的機制判斷可能高污染 潛勢區之污染場址，最後選擇 12 家可疑含氯有機溶劑運作場址，所調查的 12 家工廠分佈桃園、苗栗、彰化、雲林、南投及高雄等 6 地區，超過土污法地下水 污染管制標準者就有 10 家。調查結果顯示，土壤及地下水污染均超出管制標準 有台塑仁武廠、瑞昇金屬、華夏海灣、國慶化學、協順工業、榮鑫公司、裕源紡 織、台化纖麥寮廠、台灣理光、安順環保十家工廠(行政院環保署，2010)。 根據此次調查場址類型，可以發現關切汙染物三氯乙烯、四氯乙烯、氯乙烯 等含氯有機溶劑之對應產業的業別，以金屬製品、塑膠製品、機械、電子零件、 化學製品及化學材料等製造業發生污染機率相對較高，具有高污染潛勢業別之參 考依據。也根據調查場址具有高污染潛勢區域，發現鄰近廢液坑、廢水池查獲率 達 57%，鄰近儲存區、儲槽亦達 29%，其中還有過去可能因運輸、裝卸、搬運 過程造成洩漏，有意或無意排放或深層灌注之情形。這些污染場址的危害性，污 染物與人體接觸之主要暴露途徑係因民井的地下水使用，居民因使用地下水以致 污染物傳輸至人體，且環境中還可能出現潛在的暴露途徑，影響人民的健康。

2.1.2 含氯有機溶劑介紹

DNAPL 中最常見的族群非氯烯類莫屬，其中三氯乙烯(Trichloroethylene ,

7

TCE)、四氯乙烯(Tetrachloroethylene , PCE)則分別為污染場址最常見 DNAPL 的 第 1 名與第 2 名。雖然在一般工廠並不使用氯乙烯，但是因為三氯乙烯、四氯乙 烯等有機溶劑在地下水環境中會因為生化作用，使 PCE 還原為 TCE，TCE 還原 為二氯乙烯(Dichloroethene, DCE)，二氯乙烯還原為致癌性的氯乙烯(Vinyl chloride, VC)，因此在許多污染場址中，都可以發現氯乙烯。所以在美國 CERCLA 場址氯乙烯被列為優先危害物質清單中第 4 名，是有機物中的第 1 名。 相關氯烯類有機溶劑之用途、毒性、溶解度與目前我國土壤與地下水污染管 制標準，均在下表 2-3 中做介紹。第一類為國內飲用水質標準之地下水，第二類 為非飲用水水源水質保護區內之地下水。 表2-3(a) 四氯乙烯介紹 四氯乙烯 用途 乾洗和金屬除油(Lash et al., 1998) 毒性 急性高劑量暴露可導致暈眩、噁心、頭痛及神智不清，嚴重者可導致 死亡(Levine et al., 1981)。慢性高劑量暴露也可能造成肝及腎臟病變 (USEPA., 1985)。乾洗業勞工也被發現與高不孕率與高自發性流產有 關聯(Eskenazi et al., 1991b)。 溶解度註1 150 mg/L IARC 2A類-很可能對人體具致癌性 地下水管制標 準 第一類: 0.005 mg/L 第二類: 0.05 mg/L 表2-4(b) 三氯乙烯介紹 三氯乙烯

用途 乾洗和金屬除油(Sujatha and Hegde, 1998)

毒性 罹患肝癌、腎臟癌、非何杰金氏淋巴癌、前列腺癌和多發性骨髓癌有 關(Wartenberg, 2000)。 溶解度註1 1,100 mg/L IARC 2A類-很可能對人體具致癌性 地下水管制標 準 第一類: 0.005 mg/L 第二類: 0.05 mg/L

8 表2-3(c) 1,1-二氯乙烯介紹 1,1-二氯乙烯 用途 半導體製程中高純度矽晶膜之成長 毒性 中樞神經系統退化 溶解度註1 400 mg/L IARC 3類-無法確定對人體具致癌性 地下水管制標 準 第一類: 0.007 mg/L 第二類: 0.07 mg/L 表2-3(d) 順-1,2-二氯乙烯介紹 順-1,2-二氯乙烯 用途 合成含氯溶劑與物質之中間物質，亦可作為有機物質之萃取溶劑。 毒性 高劑量會造成中樞神經系統損傷。低劑量下導致噁心、疲倦、勞累與 眩暈等症狀 (Freundt et al., 1977) 。 溶解度註1 600 mg/L IARC 無致癌性 地下水管制標 準 第一類: 0.07 mg/L 第二類: 0.7 mg/L 表2-3(e) 氯乙烯介紹 氯乙烯 用途 合成聚氯乙烯的原料 毒性 在動物實驗及人類流行病學研究顯示，均有腫瘤發生之現象，並以肝 臟的血管肉瘤為最常引起的腫瘤形式。 溶解度註1 2740 mg/L IARC 1類，對人類致癌性證據充足 地下水管制標 準 第一類: 0.002 mg/L 第二類: 0.02 mg/L

註 1: Verschueren. K, 1983, Handbook of Environmental Data on Organic Chemical, 2d ed, Van Nostrand Reinhold Co., Toronto, Ont. 1310pp.

9

2.1.3 含氯有機溶劑移動特性

含氯有機溶劑為重質非水相液體，純有機液體在水溶液中不易溶解，會獨自 形成一分離相的液體，通稱為非水相液體(Non-aqueous Phase Liquids, NAPL)。 NAPL 依照和水的密度關係又可區分為兩大類：較水輕者稱為輕質非水相液體 (Light Non-Aqueous Phase Liquid, LNAPL)；較水重者稱為重質非水相液體 (DNAPL) (Schwille, 1988)。

由於 DNAPL 有低的溶解度、高密度及低黏滯力的影響，使得 DNAPL 在土 壤中具有相當大的流動性。水相對地為低密度、高黏滯性流體，因此兩流體在接 觸面上會造成不穩定的前進鋒面，即所謂 Viscous Fingering 現象(Homsy, 1987)。 當 DNAPL 於未飽和層中會以四種相體(phase)存在，溶於空隙水中的溶解相 (dissolved phase)，揮發空氣中的蒸氣相(vapor phase)，連續相狀態移動於孔隙中 的可移動相(mobile phase)，獨立分佈孔隙中的不可移動相(immobile phase)，又稱 殘留量(residues)。於飽和層中存在溶解相，可移動相和殘留量，如圖 2-2。

圖 2-2 DNAPL 四相傳輸示意圖(董，1998)

一旦 DNAPL 溶於水中形成溶解相變會隨地下水可溶性污染傳輸機制移動。 而地下水流經 DNAPL 造成可移動相的移動與殘留量的形成，與毛細壓力、孔隙、 水流、界面張力等因素有關 (Bedient et al., 1994; Pankow and Cherry, 1996) 。

滲透其間 DNAPL 在移動路徑上會形成殘留量，不再受重力或周圍地下水流 動的影響而移動，但仍會溶於水中，因此殘留量為一持久性的污染源(Johnson and Pankow, 1992; Longino and Kueper, 1995)。DNAPL 於飽和層中受重力影響向下移 動，若含水層中有一不透水的薄夾層，DNAPL 會在該不透水層上側向流動，累 積形成一薄層 DNAPL 即所謂 DNAPL 池，形成新的持久性污染源。若 DNAPL

10

持續滲透，DNAPL 會貫穿到含水層底部，且沿著底部的地形往低處流動，和地 下水流動無關(Palmer and Johnson, 1989) 。

DNAPL 殘留量與 DNAPL 池均屬於地下水之持久性污染源，此二者均會持 續性溶解於地下水造成含水層污染，其中含氯溶劑之殘留量完全溶解所需時間約 幾年至十多年；DNAPL 池則高達數十年甚至上千年之久，因與地下水接觸面積 非常小，使溶解度甚低。因此這兩種污染源未於以清除或有效消減或控制，則地 下水汙染會持續發生(Anderson et al., 1992b ; Longino and Kueper, 1995)，如圖 2-3。

圖 2-3 DNAPL 持久性污染源示意圖(Pankow, 1996)

地下水流速在0.1~1 m/day時，流經NAPL時所產生的濃度可接近NAPL的溶 解度。在25 ℃時，PCE在水中的溶解度約為150 mg/L，TCE約為1100 mg/L(Mercer and Cohen, 1990)。而實際受污染場址地下水濃度僅在0.001~1 mg/L之間，可能由 於DNAPL污染傳輸擴散、吸附、降解，和抽取的污染團與乾淨地下水稀釋的原 因(Anderson et al., 1992a)。如圖2-4中顯示了DNAPL污染源下游的單一監測井相 關位置，若TCE的溶解度為1,100 mg/L，則在A點水中TCE濃度可能接近溶解度； 在B點則因經過水動力延散作用，TCE濃度會較低；C 點為地下水水樣實際之採 樣點，裝進採樣瓶的地下水樣品中TCE的濃度因為監測井內的稀釋作用而較在地 表下的B點低。因此，一般經驗準則為只要採樣所得的地下水水樣中DNAPL濃度 達到溶解度的1%，現場就可能有液相的DNAPL污染源存在(USEPA, 1992)。

11

DNAPL也會以混合溶劑洩漏出多種不同的有機化合物成份至地表，各種DNAPL 成分依據拉午爾定律(Raoult’s Law)，推估有效溶解度是其莫耳分量和單一物種的 溶解度的乘積(Banerjee, 1984)。

圖 2-4 地下水監測井取樣與 DNAPL 溶解相傳輸之關係 (Environment Agency UK, 2003)

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 C v t C x _      (2-1) 而帄均線性速度的大小根據達西定律： e x n i K v   (2-2) e n 為有效孔隙率，i為水力梯度，K為導水度。

12 擴散是污染物分子因濃度差異驅動，污染物從較高濃度往較低濃度區域移動； 機械延散則是因溶解在水中的污染物，隨著水分子的真實運動路徑，顯示微觀真 實的流速差異和流動方向不一，導致污染物水分子和污染物在沿水流方向 (Longitudinal)和側向(Transverse)方向散佈。水動力延散作用中在二維地下水流場 中，縱向與橫向水動力延散係數，DL與DT分別表示為： * D v D_L _{L x}  (2-3) * D v D_T _{T x}  (2-4) x v 為帄均線性流速(L/T)，L為縱向延散度(L)，T為橫向延散度(L)；因延 散作用在水流方向較為劇烈，因此通常T約為L的十分之一左右。

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)： t C x C v z C D y C D x C D_{x y z x}               2 2 2 2 2 2 (2-5)

2.2.2 土壤吸附作用

DNPAL 溶解於地下水中傳輸，其有機化合物會因分配作用存在於液相和固 相之間，分配作用中有線性吸附等溫線和非線性吸附等溫線之理論帄衡於兩相中 (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

附。根據K_d值和Koc值之定義可得到以下的關係式(Harmon and Roberts, 1994)： oc oc d K f K   (2-6) d K 為吸附係數。 f_oc為單位土壤重之有機物含量。 oc

K 值可藉由Kow經驗公式(2-7)推估(Ball and Robert, 1991)，文獻數據的整

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。 2 . 0 log 95 . 0 logKoc  Kow (2-7)

13

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 f 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 c r v v  (2-9) x v 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。

14

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)。

15 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。

16 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)

2.3

導水度異質性

含水層的流通係數(Transmissivity，T)及儲蓄係數(storage coefficient，S)在水 帄方向會因水文地質的變化有所不同，亦會因沉積作用產生垂直方向的變異。垂 直異質性(vertical heterogeneity)是指水力傳導係數(hydraulic conductivity，K)及比 儲蓄係數(specific storativity，Ss)會隨深度(z)改變。有時 K 值隨深度呈現不規則 變化(Melville et al., 1991; Butler et al., 2000)；有些則與深度呈正比(Zlotnik and Zurbuchen, 2003; Zemansky and McElwee, 2005)。

17

Bowling 等人(2006)彙整了在 MADE 場址(Macro-Dispersion Experiment (MADE) site in Columbus, Mississippi, USA)三千多組以孔內流速儀所得之導水度 試驗的資料(Boggs et al., 1990; Rehfeldt et al., 1992)，發現在垂直向每隔 15 cm 流 速儀量測分析所得的導水度數據在單一井中的差異可達 3 至 4 個數量級 K-39， 如圖 2-7(a)；Hess (1989)在另一場址以流速儀量測長篩管監測井典型水帄向導水 度剖面也顯示出類似的導水度變化範圍，如圖 2-7(b)。McElwee and

Zemansky(2007)在 GEMS 場址(Geohydrological Experiment and Monitoring Site(GEMS) site in Douglas, Kansas, USA)利用分層微水試驗的量測技術，於監測 井中量測每隔 0.5 m 深的導水度，建立三維的導水度分佈差異約達 1 個數量級 (Zemansky et al., 2005; Ross et al., 2007) ，如圖 2-8。

(a) Bowling et al. (2006) (b) Hess (1989) 圖 2-7 以流速儀量測所得之垂直向導水度變化

18 圖 2-8 以分層微水試驗量測所得之三維導水度變化(Ross et al., 2007) 中興工程顧問公司近年來執行環保署計畫的結果，顯示地層中導水度垂直向 變異性頗大。依據 2007 年與 2008 年調查結果，各監測井 HPT 壓力值變化顯示 地層的複雜性，如圖 2-9，導水度差異可達幾個數量級的粗中砂與粉土、黏土夾 雜。因此，雖然這些監測井設井時的地質資料常顯示為砂層，但完井後微水試驗 導水度試驗結果卻多半叫接近粉土和黏土的導水度（約 1×10-8 _{– 1×10}-6 m/s），見 表 2-6。亦即，整體微水試驗結果可能因為試驗時水位較低，因此可能錯過導水 度較高的地層，導致等效導水度較低；亦可能因為所夾導水度較高的地層較薄， 因此微水試驗受透水性較低的地層影響較大。但由污染傳輸的角度來看，卻是由 導水度較高的土層控制，污染物傳輸速度和通量遠較低導水度土層快。

19 表 2-6 環保署監測井計畫 HPT 試驗結果彙整 監測井位 置 設井地 質記錄 開篩位置 (BGL, m) 土層分布 (BGL, m) 微水試驗 導水度 (m/s) 彰化縣 社頭國小 中細砂 4.3-10.3 1.8~4.5m 中細砂，4.5~10.5m 黏土或粉土偶夾薄砂層 9.52E-08 行政院環境保 護署，2007 彰化縣 文開國小 中細砂 0.7~6.1 粉土層 2.0~3.0 m 與 4.5~5.5m 1.16E-07 行政院環境保 護署，2007 雲林縣 文光國小 湖口分校 中細砂 3.0~8.7 1.0~3.0 m 中粗砂，3.0~6.0 m 中粗砂，6.0~11 m 粉土或粉 土質砂 3.20E-06 行政院環境保 護署，2007 台北市 士林國小 細、粗 砂 3.11~9.13 1.6~3.0 m 黏土或坋土質黏 土，3.0~9.2 m 坋土或坋土質 黏土夾細砂 1.04E-06 行政院環境保 護署，2008 台北市 玉成國小 3.20~9.20 1.4~3.2m 細砂夾黏土， 3.2~4.4 m 坋土或坋土質黏 土，4.2~5.0 m 細砂，5.0~6.0 m 為坋土質砂或坋土， 6.0~8.0m 為坋土或坋土質黏 土，8.0 m 以下黏土 3.25E-07 行政院環境保 護署，2008 台北縣 德音國小 1.25~7.0 坋土層 2.0~2.8 m 及 4.0~7.0 m 1.47E-07 行政院環境保 護署，2008

20

圖 2-9 環保署地下水監測井維護計畫 HPT 試驗結果

傳統上垂直異質性的研究多使用層狀含水層(Layered Aquifers)模式。此模式 假設含水層由數個均質、等向、等厚度(b)的次水層(Sublayers)所組成。每一個次 水層有其特定的 K 值、Ss 值與 b 值，因此整個含水層的水力傳導係數、比儲蓄 係數與厚度呈現離散性的深度變化；亦即，K(z) = Ki，Ss(z) = Ssi，b(z) = bi，i = 1, 2, 3, … N，N 代表次水層的數目。就理論上來說，只要有確實的分層導水度 數值就可以利用調和帄均值、幾何帄均值、算數帄均值求出含水層的導水度帄均 值。在所有的土壤力學教科書中均已提出，對於水帄向無限寬廣的土層來說，算 數帄均值和調和帄均值分別可代表土層的水帄向和垂直向的等效導水度。

21 等效之水帄向導水度 heq i i H k H k ,  1



 (2-10) 等效之垂直向導水度 n n eq v k H k H k H H k       2 2 1 1 , (2-11) 然而，對於污染物傳輸來說，等效導水度的概念並無法符合水動力延散污染 傳疏通量計算的需求，因為水動力延散的現象遠較水的帄流複雜，故導水度並非 唯一影響傳輸的水文地質參數。此外，在現實狀況中，含水層土層的分層亦非理 想化地有水帄向的邊界、亦並非在水帄向無限延伸。但若要對含水層進行更細密 的取樣以充分掌握其異質性再來進行等效導水度的推估，實際上也是不可行的 (Eggleston and Rojstaczer, 1998)。許多研究結果顯示傳統上依據費克定律所導出 的帄流-延散方程式，雖然可以用來模擬均質含水層中的污染物傳輸，但對於高 度異質性的含水層而言，污染物傳輸速度受到導水度較大的偏好流路(Preferential flow pathways)宰制，薄層高導水度土壤中的傳輸主導了污染物的分布。 Bowling(2006)以水帄向均質導水度(K1)、以地球物理試驗(地電阻)結果推估 導水度(K2)、以流速儀推估導水度(K3)的模擬結果與實際污染物分布比較，如圖 2-10。由圖中可知在 K1 假設下污染物濃度往下游帄滑遞減，與實際觀測結果出 入較大；在 K3 條件下與實際結果較為接近。

22

圖 2-10 MADE 場址導水度變異其污染傳輸模擬結果與實際數值之比較 (Bowling et al., 2006)

因為導水度的空間變異性大，有許多學者就利用導水度在統計上的特性，利 用隨機理論(Stochastic theory)將局部導水度視為空間的亂數(Random space function, RSF) (Matheron, 1967 ; Matheron and de Marsily, 1980 ; Gelhar and

Axness, 1983 ; Dagan, 1993)再對於污染傳輸進行模擬。即便如此，仍然需要有龐 大的導水度數據作為基礎推估所得的含水層導水度分布才具有意義。

2.4

土壤與地下水污染場址健康風險評估

風險評估(Risk Assessment)為風險管理的工具，經此過程可預估民眾暴露在 不同程度的毒性物質中，對其健康所造成的風險增加程度。透過場址環境、人體 暴露狀況及污染狀況之調查，計算人體可能接受之污染物劑量，並透過毒理資料 之換算，以科學之數據來判斷可能的致癌率以及是否可能對人體產生直接之傷害。 實際結果 均質 流速儀 地電阻率

23 因此，政府可藉由風險評估建立法規與標準來減少居民受毒性污染物的暴露與所 可能導致的健康問題。 我國的土壤及地下水污染整治法，為環境污染事件需進行健康風險評估的法 源，其中第 17 條『如因地質條件、污染物特性或污染整治技術等因素，無法整 治至污染物濃度低於地下水污染管制標準者，得依環境影響與健康風險評估結果， 提出地下水污染整治目標』。這所謂以風險為基礎之決策(Risk Based Decision Making)方式，或以風險為基礎之復育措施(Risk Based Corrective Action, RBCA)， 隨美國超級基金法案之推動，成為土壤及地下水污染場址整治之決策工具，而我 國也在土水法中採納成為整治方案決策之工具。 雖然我國的「土壤及地下水污染整治法」中採納了可以考慮風險來訂定整治 目標的規定，而且亦於 95 年明訂以健康風險評估進行初步評估的辦法，但是從 民國 89 年該法公告至今，基於風險評估之結果來選擇整治方案的做法僅有桃園 美國無線電舊廠一例，後來仍選擇依管制標準做為整治完成之標準，並沒有被充 分的利用；以健康風險評估進行初步評估的案例也僅有台南市統一精工小北加油 站、統一精工金華加油站、台南縣永信、新營長榮路、嘉仁加油站、台北台亞新 莊及等 6 例，其中僅一案通過免公告為整治場址。相較於 2128 個曾被公告的場 址，這樣的數目明顯偏低(吳先琪，2008)。 各國風險評估模式以美國為例，近年來聯邦與各州環保局，以及顧問公司在 進行健康風險評估時，經常利用電腦模式之輔助，來完成土壤與地下水汙染整治 目標之制定。常被引用之模式包括：美國試驗及材料協會(American Society for Testing and Materials, ASTM)於 1995 年發展之 RBCA 模式，USEPA 於 1989 年 發表之超級基金場址風險評估準則(Risk Assessment Guidance for Superfund, RAGS)，及美國石油學會(American Petroleum Institute, API)於 1999 年發表之健康 風險評估決策支援系統(Exposure and Risk Assessment Decision Support System, DSS)等模式。我國環保署民國 95 年公告之『土壤及地下水污染控制場址健康風 險評估評析原則』，於土壤及地下水污染控制場址初步評估辦法第六條，提供作 為健康風險評估結果之引用，進一步判斷控制場址是否應公告為整治場址之依 據。

24

2.3.1 健康風險評估模式

在風險評估方面，本研究是參考「行政院環境保護署土壤及地下水污染場址 健康風險評估評析方法及撰寫指引」，藉由危害鑑定、劑量反應評估、暴露量評 估與風險判定推估，模擬污染場址暴露氯烯類關切污染物的總致癌風險與總非致 癌風險。模擬關切污染物為四氯乙烯、三氯乙烯、二氯乙烯和氯乙烯，其中二氯 乙烯以順 1,2-二氯乙烯為主來計算其風險值。

風險評估一般是以 NAS-NRC(National Research Council of the National Academy of Sciences)所發展出的評估模式，包括四個步驟:(1)危害性之鑑定 (Hazard Identification) 。(2)劑量效應之評估(Dose Response Assessment)。(3)暴露 程度之評估(Exposure Assessment)。(4)危險性之評估(Risk Characterization)，如圖 2-11。

圖 2-11 風險評估模式

2.3.2 危害鑑定

危害鑑定為確認關切污染物與判定致癌性及非致癌性，依據國際癌症研究署 (IARC)和美國環保署綜合風險資訊系统(IRIS)的致癌性分類標準，4種目標污染 物致癌性判定结果為:四氯乙烯為第二Ａ類極可能人體致癌物（IARC Group 2A），

25

三氯乙烯也是第二Ａ類極可能人體致癌物（IARC Group 2A），即在動物試驗具 充分的證據支持其致癌性，而人類流行病學研究則為有限之證據支持其致癌性。 氯乙烯為第一類人體致癌物（IARC Group 1），由人類流行病學研究確定對人體 具致癌性。而二氯乙烯為非致癌物，目前無致癌性之相關數據。

2.3.3 劑量效應評估

劑量效應評估為計算污染物暴露劑量與毒性反應程度之關係，若污染物毒性 屬致癌性物質，應取得該關切污染物之致癌斜率。若具有非致癌性之不良反應， 亦應取得其參考劑量。歐美的政府機關針對多種污染物已建置有健康風險評估毒 理資料庫，並定時更新。透過查詢國際癌症研究署(IARC)和美國環保署綜合風險 資訊系统(IRIS)毒理資料庫，獲得關切汙染物之毒性因子，見表2-7。 若是吸收途徑之毒性因子無法於毒理資料庫中取得時，同一個有機物之不同 吸收途徑之毒性因子有時可以相互引用，稱為吸收途徑外推(route to route extrapolation)。其中口服吸收毒性因子，可同時於口服、吸入與皮膚接觸三種不 同的吸收途徑中使用。 口服(oral)吸收與吸入(inhalation)吸收途徑的換算 致癌毒性因子之轉換公式如下： inh inh oral IR BW SF SF   (2-12) 非致癌毒性因子之換算公式如下：

BW

IR

RfC

RfD

inh oral





(2-13) oral SF ：口服吸收致癌斜率 day kg mg/  1 inh SF ：吸入吸收致癌斜率 ₃ / 1 m mg

26 oral RfD ：口服吸收參考劑量(mg/kgday) RfC ：吸入吸收參考濃度(mg/m3) inh IR ：呼吸速率(m3/day) BW ：體重(kg) 口服(oral)吸收與皮膚接觸(dermal)吸收途徑的換算 致癌毒性因子之轉換公式如下： GI oral dermal ABS SF SF  _(2-14) 非致癌毒性因子之換算公式如下： GI oral dermal

RfD

ABS

RfD





(2-15) dermal RfD ：皮膚接觸吸收參考劑量(mg/kgday) oral RfD ：口服吸收參考劑量(mg/kgday) dermal SF ：皮膚接觸吸收致癌斜率 day kg mg/  1 oral SF ：口服吸收致癌斜率 day kg mg/  1 GI ABS ：消化道吸收分率(unitless) 消化道吸收分率大於或等於0.5 時，則可以免除轉換的過程，直接以口服吸 收之毒性因子為皮膚接觸吸收之毒性因子。

27 表 2-7 關切污染物毒性因子 非致癌參考劑量(mg/kgday) 致癌斜率因子 day kg mg/  1 口服 吸入 皮膚接觸 口服 吸入 皮膚接觸 四氯乙烯 (PCE) 1.00E-02 (IRIS)

3.6E-02 1.00E-02 5.1E-02 (USEPA) 1.42E-02 5.1E-02 三氯乙烯 (TCE) 3E-04 (USEPA)

1.1 E-03 3E-04 4.00E-01 (USEPA) 1.11 E-01 4.00E-01 順-1,2-二氯乙烯 (cis-1,2-DCE) 1.00E-02 (USEPA) 3.6E-02 1.00E-02 (USEPA) -- -- -- 氯乙烯 (VC) 3.00E-03 (IRIS) 1.00E-01 (IRIS) 3.00E-03 1.5 (IRIS) 4.17E-01 1.5E-01

2.3.4 暴露評估

暴露評估為探討人體是否有暴露於土壤、地下水污染環境之機會及程度，即 判斷關切污染物經由何途徑而被人體吸收，再計算進入人體的劑量。對於暴露途 徑的規範，採用原則性說明。根據評估可能發生的暴露途徑，模擬場址以地下水 污染溶質傳輸模式，估計關切污染物由原先污染源存在的環境介質，經傳輸移動 至受體所在環境介質所發生的濃度變化。獲得受體所在環境介質之關切污染物濃 度後，再進行關切污染物經由各暴露途徑進入人體之劑量估計。 受體暴露於受污染地下水的可能途徑有4條: 途徑1為飲用受污染地下水遊 口服吸收;途徑2為使用受污染地下水作為洗澡用途，水中有害物質汽化後經吸入 吸收；途徑3為使用受污染地下水做為日常清洗用途，水中有害物質汽化後經吸 入吸收；途徑4為使用受污染地下水作為洗澡或日常清洗用途，水中有害物質經 皮膚接觸吸收。 各暴露途徑之關切污染物暴露量計算過程中參數數值的來源，一部份是參照 USEPA 給定的值；一部份和生活習慣相關的參數是根據當地居民生活習慣，取 自我國環保署健康風險評估評析方法，如表 2-8、2-9、2-10、2-11 所示。

28 表 2-8 飲用受污染地下水並經由口服吸收之暴露劑量(USEPA, 1989) AT BW ED EF IR C

Intake water oral water water oral _       (2-16) 參數代號 參數名稱 數值 單位 water oral Intake _ 口服吸收暴露劑量 -- mg/kg-day Cwater 地下水中關切污染物濃度 -- mg/L water oral IR _ 飲水量 成人, 3 L/day EF 暴露頻率，一年暴露的天數 住宅區, 350 day/year ED 暴露期間，暴露的總年數 成人住宅區, 24 year BW 體重 成人, 61.67 Kg AT 暴露發生之帄均時間(致癌) 27,375(365 天×75 年) day 暴露發生之帄均時間(非致癌) ED×EF day 表 2-9 使用受污染地下水作為洗澡用途，水中關切污染物汽化後經吸入吸收之 暴露劑量(USEPA, 1989)

AT

BW

ED

EF

EV

t

B

C

t

B

C

Intake

a a shower inh

_



















([

1 1

]

[

2 2

])

er) water(show - (2-17) 參數代號 參數名稱 數值 單位 er) water(show -inh Intake 吸入吸收暴露劑量 -- mg/kg-day 1 a C _{淋浴時空氣中關切污染物濃度 -- mg/m}3 2 a C _{淋浴後空氣中關切污染物濃度 -- mg/m}3 B 呼吸速率 成人, 1 (洗澡時，呼吸 速率較高) m3/hour t1 每次淋浴時間 0.5 hour t2 每次淋浴後仍待在浴室中的時 間 0.2 hour EVshower 淋浴次數 1 1/day BW 體重 成人, 61.67 kg EF 暴露頻率，一年暴露的天數 住宅區, 350 day/year ED 暴露期間，暴露的總年數 成人住宅區, 24 year AT 暴露發生之帄均時間(致癌) 27,375(365 天 ×75 年) day

29 暴露發生之帄均時間(非致癌) ED×EF day CF ) ( ₁ 2 1 1       a w ater w a V t F f C C (2-18) CF ) ( ₂ 2      a w water V t F f C C a (2-19) 參數代號 參數名稱 數值 單位 water C 地下水中關切污染物濃度 -- mg/L f 蒸散分率 0.75 unitless Fw 水流速率 300 L/hour Va 浴室容積 3000 L CF 單位轉換因子 103 L/m3 表 2-10 使用受污染地下水作為日常清洗用途，水中關切污染物汽化後經吸入吸 收之暴露劑量(USEPA, 1989)

AT

BW

ED

EF

IR

C

Intake

air inh

inh

_









) water(wash - (2-20) 參數代號 參數名稱 數值 單位 ) water(wash -inh Intake 吸入吸收暴露劑 量 -- mg/kg-day air C 空氣中關切污染 物濃度 -- mg/m 3 inh IR 呼吸速率 成人, 17.14 m3/day EF 暴露頻率，一年暴 露的天數 住宅區, 350 day/year ED 暴露期間，暴露的 總年數 成人住宅區, 24 year BW 體重 成人, 61.67 kg AT 暴露發生之帄均 時間(致癌) 27,375(365 天 ×75 年) day 暴露發生之帄均 時間(非致癌) ED×EF day

30 CF MC ER HV f C WHF C water air _{ }     (2-21) 參數代號 參數名稱 數值 單位 WHF 每天用水流量 1000 L/day f 蒸散分率 0.75 unitless HV 室內容積 307937 L ER 室內換氣率 21.6 air changes/day MC 為空氣混合係數 0.15 uniteless CF 單位轉換因子 103 L/m3 表 2-11 使用地下水作為洗澡或日常清洗用途，水中關切污染物經皮膚接觸吸收 之暴露劑量(USEPA, 2004) AT BW SA EF ED EV DA

Intake event shower

water dermal _       (2-22) 參數代號 參數名稱 數值 單位 water dermal Intake _ 皮膚接觸吸收暴露劑量 -- mg/kg-day DAevent 每次事件發生之暴露劑量 -- mg/cm2 EVshower 事件發生頻率 1 1/day EF 暴露頻率，一年暴露的天數 住宅區, 350 day/year SA 身體表面積 17300 cm2 ED 暴露期間，暴露的總年數 成人住宅區, 24 year BW 體重 成人 61.67 kg AT 暴露發生之帄均時間(致癌) 27,375(365 天 ×75 年) day 暴露發生之帄均時間(非致 癌) ED×EF day CF 6 2      1  





t C K FA

DA_{event p water} event

若 t1≦2.4event (2-23) CF ) 1 ( 3 3 1 2 1 2 2 1 _                              dermal dermal deraml event dermal ater w p event B B B B t C K FA DA  若 t1>2.4event (2-24) 參數代號 參數名稱 數值 單位 Cwater 地下水中關切污 染物濃度 -- mg/L

31 t1 一次經皮膚接觸 的時間 0.5 hour CF 單位轉換因子 10-3 L/cm3 FA 吸收分率 DCE, 1 PCE, 1 TCE, 1 Vc, 1 unitless Kp 滲透係數 PCE, 3.34E-02 TCE, 1.2E-02 DCE, 7.7E-03 Vc, 5.6E-03 cm/hour event 皮膚接觸吸收的 延遲時間 DCE, 0.37 PCE, 0.91 TCE, 0.58 VC, 0.24 hour Bdermal 關切污染物對於 角質表皮層的相 對滲透係數 DCE, 0 PCE, 0.2 TCE, 0.1 VC, 0 unitless

2.3.5 風險特徵描述

風險特徵描述為綜合上述三項步驟進行綜合性評估，將風險予以量化，風險 計算分為致癌風險與非致癌風險計算。因致癌污染物同樣具有非致癌危害效應, 因此在計算非致癌風險時也計算致癌污染物對受體產生的非致癌風險。 一、 致癌風險計算 首先將關切污染物所通過的口服、吸入、皮膚接觸各不同吸收途徑一生中的 總暴露量，然後乘以相應吸收途徑的致癌斜率，計算得出該污染物各不同吸收途 徑的致癌風險。然後，將各不同吸收途徑的致癌風險相加，得到該污染物的各暴 露途徑的總致癌風，即為受體一生中因暴露於特定污染物中所致的總致癌風險。 行政院環保署規定總致癌風險應小於 10-6_{，表示受體所承受的致癌風險為可接受} 範圍，若高於時 10-6_{，應提出最佳可行風險管理策略，並經行政院環保署影響評} 估審查委員會認可(行政院環保署，2010)。

32 1. 口服吸收途徑之風險計算: oral water oral oral Intake SF R  _  (2-25) Roral：經由口服吸收暴露途徑之致癌風險 Intakeoral-water：一生中帄均每人每天每公斤經由飲用地下水吸收關切污 染物之暴露劑量 SForal：經由口服吸收關切污染物之致癌斜率 2. 吸入吸收途徑之風險計算: inh inh inh

Intake

SF

R



_{-water(total)}



(2-26) Rinh：經由吸入吸收暴露途徑之致癌風險 Intakeinh-water(total)：一生中帄均每人每天每公斤經由吸入吸收地下水蒸氣 之關切污染物之暴露劑量，包括洗澡用途及日常清洗用途經吸入吸收之 暴露劑量 SFinh：經由吸入吸收關切污染物之致癌斜率 3. 皮膚接觸吸收途徑之風險計算: dermal water dermal dermal

Intake

SF

R



_



(2-27) Rdermal：經由皮膚接觸吸收暴露途徑之致癌風險 Intakedermal-water：一生中帄均每人每天每公斤經由皮膚接觸吸收地下水中 關切污染物之暴露劑量 SFdermal：經由皮膚接觸吸收關切污染物之致癌斜率 4. 各關切污染物經由各暴露途徑之總致癌風險則為：





   _{inh dermal} oral total R R R R (2-28) Rtotal：總致癌風險，即為受體一生中因暴露於污染物中所致之致癌風險 二、 非致癌風險計算 非致癌風險又稱為危害商數，首先將關切污染物所通過的口服、吸入、皮膚 接觸各不同吸收途徑的暴露量，除以相應吸收途徑的參考劑量，計算得出該污染 物各不同吸收途徑的危害商數，表示一生中每次暴露環境下暴露濃度不可超過規 定參考劑量。然後再將各不同吸收途徑的危害商數相加，得到該污染物各暴露途

33 徑的總非致癌風險值。行政院環保署規定總非致癌風險應小於 1，表示受體所承 受的非致癌風險為可接受範圍，若大於 1，則表示暴露劑量超過閥值可能產生毒 性(行政院環保署，2010)。 1. 口服吸收途徑之危害商數計算: oral water oral oral RfD Intake HQ   (2-29) HQoral：口服吸收暴露途徑之非致癌風險 Intakeoral-water：一生中帄均每人每天每公斤經由飲地下水吸收關切污染 物暴露途徑之暴露劑量 RfDoral：某一非致癌物之口服吸收之參考劑量 2. 吸入吸收途徑之危害商數計算: inh inh RfD Intake HQ  inh-water(total) (2-30) HQinh：吸入吸收暴露途徑之非致癌風險 Intakeinh-water(total)：一生中帄均每人每天每公斤經由吸入吸收地下水蒸氣 之關切污染物之暴露劑量，包括洗澡用途及日常清洗用途經吸入吸收之 暴露劑量 RfDinh：某一非致癌物之吸入吸收之參考劑量 3. 皮膚接觸吸收途徑之危害商數計算: dermal water dermal dermal RfD Intake HQ   (2-31) HQdermal：皮膚接觸暴露途徑之非致癌風險 Intakedermal-water：一生中帄均每人每天每公斤經由皮膚接觸地下水吸收關 切污染物之暴露劑量 RfDdermal：某一非致癌物之皮膚接觸吸收參考劑量

34

4. 各關切污染物經由各暴露途徑之危害指數(Hazard Index, HI)則為：

dermal inh oral HQ HQ HQ HI   (2-32) 此危害指數(HI)即為受體一生中因暴露於各關切污染物所致的非致癌風 險。

2.5

數值模擬

國內外已有多種數值模擬軟體，均可選擇模擬不同污染物傳輸或降解行為的 模式。應用於模擬污染場址地下水污染團傳輸速度與濃度分佈，提供場址內外整 治與風險評估之工具。國內外目前常用於地下水污染傳輸模擬數值模式之介紹， 如表2-13。其中地下水溶質傳輸模擬當中，又發展出符合地下水環境，多組污染 物和地下水質之間化學反應和降解反應作用之模式，以下也分別介紹RT3D、 SEAM3D、PHT3D之反應模組。而目前可用的圖形化輸出入界面中，有PMWin、 Groundwater Vistas、Visual Modflow 、GMS、Petra Sim等地下水模擬軟體配合 其使用之污染傳輸數值模式，見表2-14。黃佳雯(2005)研究顯示地下水溶質傳輸 機制中藉數值模擬軟體MT3DMS、FEMWATER、AT123D來評估導水度的敏感 度，發現在水文地質參數中導水度為敏感度最高的參數。 RT3D、SEAM3D、PHT3D都是改良於MT3DMS模式地下水溶質傳輸帄流延 散數值模型，使地下水環境中生化反應變化更貼近實際模擬情境，但模式的發展 各有不同之使用情況與目的。

一、 RT3D (Reactive Multispecies Transport in 3-Dimensional Groundwater Systems)模式提供常見之化學反應模組，主要分成六種化學反應模組，且可自訂 化學反應模組: 1. 模擬BTEX碳氫化合物和地下水含氧量作用，氧化降解反應模組。 2. 模擬BTEX碳氫化合物生物降解反應模組，如圖2-12，包含電子接受者 如O2, NO3-, Fe3+, SO42-, CO2。 3. 模擬固相與液相分配作用和降解模式。

35 4. 模擬細菌生化反應影響電子接受者和電子供應者生物降解作用。 5. PCE/TCE/DCE/VC序列式厭氧還原脫氯作用一階降解反應模組。 6. PCE/TCE/DCE/VC好氧氧化反應和厭氧還原脫氯反應一階降解反應模 組。 圖 2-12 RT3D 碳氫化合物生物降解反應式(Clement, 1997)

二、 SEAM3D (Sequential Electron Acceptor Model 3-Dimensions)數值模型模擬 三維地下水溶質傳輸，包含序列式生物降解和電子接受者還原反應。處理複雜的 生物降解問題，包含多組電子供應者和電子接受者之間的反應作用。此模式主要 為模擬地下水氧化還原環境中，LNAPL和DNAPL與地下水質之間生化反應的模 組。化學物質包含MTBE、BTEX、PCE、TCE、DCE、VC、含氧量、氯鹽、硝 酸鹽、硫酸鹽、甲烷、鐵、錳等之間交互作用之模組設定，如表2-12。SEAM3D 也包含內建NAPL有效溶解率溶解作用，基於NAPL成分複雜，各種有機溶劑於 地下水有效溶解度之不同，而發展NAPL有效溶解量之設定。