一、地下水中污染物迁移数学模型模拟实验研究方法及建模技术初探（论文文献综述）
郭芷琳,马瑞,张勇,郑春苗[1]（2021）在《地下水污染物在高度非均质介质中的迁移过程:机理与数值模拟综述》文中指出天然含水层通常具有复杂的物理和化学非均质性,是污染物迁移、转化等动力学过程的关键控制因素,对受污染地下水的修复造成了极大挑战.含水层介质的非均质性通常会导致污染物在地下水中呈现出明显的所谓"反常迁移（Anomalous Transport）"特征,与基于菲克定律的传统对流-弥散方程所描述的现象相去甚远.反常迁移亦被称为非菲克弥散（Non-Fickian Dispersion）或广义上的"反常扩散",可以用来解释导致地下水污染在时间上持续恶化、在空间上快速扩展的水文地质机理.其控制过程为:一方面,污染物通过分子扩散、化学吸附等质量交换作用,从高渗透性区域进入并滞留在低渗透率基质中,再经分子扩散等过程缓慢回放,造成次弥散型反常迁移,导致水质长期缓慢恶化;另一方面,部分污染物沿着相互连通的优先水流通道迅速传输,造成超弥散型反常迁移,导致污染由点到面快速扩展.同时,介质非均质性也是制约污染修复效率的重要因素,而地下水修复技术的开发、应用、评估,通常基于传统对流-弥散方程预测出的菲克弥散过程.非菲克弥散对污染物迁移过程和修复效率的控制作用及其预测评估,尚缺乏深入和系统分析.本文针对地质介质非均质性导致的非菲克弥散现象以及效应进行综述,总结了地下水污染物在高度非均质介质中迁移转化的规律和认知,以及针对非菲克弥散特征的数学模拟研究前沿.同时,本文分析了已有研究不足,讨论了促进含水层非均质性及非菲克弥散机理和模拟应用发展的重要研究方向.
张兆鑫[2]（2021）在《生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究》文中提出为解决传统的城市化发展导致的城市内涝和面源污染等环境问题、促进城市水环境提升及建立雨水资源的高效回用理念,近年来针对雨水管理设施的设计与应用已开展大量研究。在我国海绵城市建设中,低影响开发（Low impact development,LID）作为雨水径流的源头控制技术得到了广泛应用并得到推广。生物滞留系统作为LID的一种代表性技术,其应用较广泛,但目前针对生物滞留系统中污染物（特别是重金属和有机微污染物）累积特征及污染风险、运行过程中填料微生物群落演变、微生物生态系统（微生态系统）对污染物累积的响应机制等方面研究仍存在不足,需开展进一步探索与研究。本研究以西北典型缺水性城市——西安地区为研究区域,通过现场监测、室外试验、理论分析和数学模拟,对生物滞留系统污染物累积特征及微生态系统响应进行研究。通过现场监测,研究海绵城市试点区及校内雨水花园中污染物（碳氮磷和重金属）含量变化规律及微生物群落的演变过程,揭示运行时间、填料类型及排水方式等因素对雨水花园微生态系统稳定性的影响程度,分析海绵城市试点区道路植生滞留槽中多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的累积特征和生态风险;通过室外模拟配水试验,研究不同填料生物滞留系统运行下污染物累积的时空变化及对填料微生态系统的影响,明晰生物滞留系统污染物累积与优势微生物之间的关联性;结合理论分析与模型模拟,分析污染物对生物滞留系统填料微生态系统的影响过程,建立生物滞留系统污染物累积下微生态系统的响应机制,揭示生物滞留系统长期运行下典型PAHs的归趋过程。主要研究成果如下:（1）雨水花园在水量削减和水质净化效果上体现了较大的差异性。雨水花园中碳氮磷含量呈现出不稳定性,重金属含量均呈现出增加的趋势。雨水花园中累积的重金属存在一定的生态风险隐患。雨水花园中微生物多样性随着设施的运行呈现不断降低的趋势,且发现了以变形菌门（Proteobacteria）为主的10种优势菌种。随着设施运行时间的增加和雨水径流污染物的不断累积,微生物群落趋于单一,某些功能性微生物相对丰度不断降低乃至灭绝。重金属Cu和Zn与大多优势微生物关联性明显,雨水花园重金属累积极大程度上降低微生物多样性。填料为传统生物滞留填料（Bioretention soil media,BSM）的雨水花园中微生态系统稳定性最好,而填料为BSM+给水厂污泥（Water treatment residuals,WTR）的雨水花园微生态系统稳定性最差。（2）沣西新城海绵城市试点区内道路植生滞留槽中都存在一定程度的PAHs累积,且非汛期PAHs含量明显高于汛期。植生滞留槽中PAHs以4环为主,5～6环次之。以《GB36600-2018》作为评价标准,大多数道路中PAHs污染水平处于轻度污染状态。植生滞留槽中PAHs主要来源于煤和石油制品的燃烧及交通污染源等。植生滞留槽中累积的PAHs存在潜在生态风险,且尚业路生态风险远高于其余道路。植生滞留槽中的PAHs存在通过皮肤接触和误食土壤途径的潜在致癌风险,且汛期风险水平高于非汛期。非汛期植生滞留槽中的生物丰度和多样性较汛期明显降低,且汛期至非汛期PAHs含量增加程度越高,多样性降低幅度越大。（3）搭建了以种植土、BSM和BSM+5%WTR（质量比）为填料的生物滞留滤柱并开展了两阶段模拟配水试验。生物滞留滤柱在碳氮磷及重金属的负荷削减效果上基本呈现出BSM+WTR>BSM≥种植土,对PAHs负荷削减率均达到90%以上。碳氮磷及重金属在种植土及BSM+WTR累积程度较高,且大多数污染物在滤柱中呈现出上高下低的含量趋势。萘（NAP）、荧蒽（FLT）和芘（PYR）在滤柱中累积于填料上层10～40 cm处。改良填料生物滞留系统虽然具备更好的污染物吸附性能,但也导致了更多的污染物在填料中累积。（4）污染物的累积将导致微生物多样性大幅下降,特别是当改良填料生物滞留系统表现出较好的重金属和PAHs去除能力时,这两类污染物累积下微生物多样性处于较低的水平。生物滞留滤柱中Proteobacteria属于最优势菌种（相对丰度均>45%）,且由于PAHs的加入,第二阶段试验后滤柱中Proteobacteria丰度大幅增加（均>60%）。污染物累积会导致填料中适应低营养条件的细菌（如Sphingomonas）丰度降低,同时使可在污染物富集状态下良好生长的微生物（如Pseudomonas）丰度大幅增加。重金属和PAHs复合污染情况下对填料酶活性的胁迫作用远高于其余污染物,脱氢酶活性与PYR呈显着负相关、脲酶活性与NAP、PYR呈极显着负相关、酸性磷酸酶与NAP显着负相关。（5）通过响应曲面法,建立了生物滞留系统填料酶活性、微生物多样性和影响因素之间的定量耦合关系模型。揭示了生物滞留系统中微生态系统对污染物累积的响应机制。污染物累积下生物滞留系统填料中微生态系统的响应过程可分为污染物累积、微生物群落适应、微生物代谢变化和微生态系统反馈四个阶段。（6）利用HYDRUS-1D模型模拟了不同情景下生物滞留系统中PAHs的归趋行为。生物滞留系统中NAP降解速率优于FLT和PYR。在连续的模拟配水试验下,微生物的驯化过程导致PAHs并未体现出逐步累加的趋势,但这也意味着生物滞留系统中微生物群落将趋于降解PAHs的功能菌,微生物多样性和酶活性将处于较低的水平,微生态系统的稳定性较差。总体而言,生物滞留系统中存在明显的污染物累积现象,特别是重金属和PAHs等有害污染物。随着生物滞留系统的长期运行,污染物的累积对填料微生态系统存在明显的负面影响。因此,为维持生物滞留系统的微生态系统稳定性和长效运行,可采用填料更换、生物强化修复技术等外部干预的方式来提升生物滞留系统的生态稳定性和运行效率。
邹小童[3]（2021）在《层状非均质多孔介质中水盐热运移特征模拟研究》文中认为人类生产和生活排放或泄露的污染物会通过地表进入地下土壤、砂粒和岩石等多孔介质中并不断扩散下渗,最终进入地下水系污染地下水体。自然界中不同粒径大小的土壤颗粒常呈现分层排布,且污染物溶质在多孔介质中的迁移常伴随着热量的传输,因此温度也会影响多孔介质的水力特性,从而影响多孔介质中溶质运移。毛细水带作为污染物进入地下水的最后一道屏障,会影响着污染物的入渗路径。因而,本文使用HYDRUS2D模型模拟研究层状多孔介质中水分、溶质和热量耦合运移规律,旨在对于地下水污染的防治和生态土壤环境的修复起到参考意义。本文主要研究内容和结果如下:（1）探究不同分层类型的多孔介质中溶质运移规律。选用中砂和粗砂两种类型多孔介质介质进行分层排布。改变中砂层不同的厚度大小形成单层类型、双层类型、三层类型1和三层类型2四种层状多孔介质,其中中砂层总厚度为10cm,此外加入无中砂层类型多孔介质作为对照。结果表明:相较于无砂层类型,污染物在层状区域可以横向运移到较远距离,从而有效延缓污染物垂直入渗到潜水面以下;三层类型2中的层状区域阻滞污染物垂直入渗的效果最好。（2）探究不同溶液注入速度和不同地下水位水势差对单层类型多孔介质中溶质运移规律。结果表明:注水速度较大时,污染物会运移到左侧上游边界,扩大了污染的范围;注水速度较小时,污染物会停留在毛细水带区域中进行横向运移;地下水位水势差较大时,地下水流速度增加,毛细水带中流速也会相应增加,从而毛细水带对污染物垂直入渗的能力增强。（3）探究不同分层类型的多孔介质中热量传输规律。结果表明:相较于无砂层类型,中砂层可有效减弱多孔介质中垂向上对流传热作用,因而在垂向上热量扩散较慢。但水平方向上主要依靠导热,因而不同类型的多孔介质中热量在水平方向上传输速度差异较小。（4）探究不同注水温度和不同地下水流温度在单层类型多孔介质中溶质运移规律。结果表明:注水水温越高,溶质在多孔介质中运移速度相应加快,但层状区域对污染物阻滞的能力相应减弱;地下水流温度越高,地下水流速度越快,毛细水带对于溶质垂直入渗的阻碍能力越强。
姚猛[4]（2021）在《AS过程中非均质地层界面气流迁移机制及对修复效果影响研究》文中提出原位空气扰动技术（Air sparging,AS）在处理半挥发性和挥发性有机污染的地下水方面具有显着的效果,被认为是最有效的方法之一。因此,AS技术在过去的几十年里得到了广泛的关注和研究。然而,自然界含水层常常是复杂的,基于均质含水层条件下气流的迁移和分布规律来设计AS系统,往往会导致修复效果的减弱。近年来,地层非均质性被认为是制约AS技术实际应用的关键问题,但现有研究对于非均质含水层中影响气流迁移分布的具体原因认识还不够充分,缺乏深入的理论分析。目前已有研究尝试通过相邻介质渗透系数比来描述不同类型非均质含水层对气流迁移的影响程度,但该方式缺乏相应的理论依据,且渗透系数为描述地下水在多孔介质中渗流快慢的参数,而AS技术是气相驱替水相的过程。因此,如何从理论上寻找合适的参数来定量描述不同类型非均质含水层对气流迁移的影响程度是尤为重要的。以往的研究发现AS修复非均质含水层时存在气体聚集的现象,但并未深入探究气体累积的过程,在气体累积的发生条件、长度和厚度等方面缺乏相关的定量描述和分析,而气体累积行为可能明显影响着气流迁移和流量分布规律。更重要的是,气体流量空间分布是影响AS修复效果的重要因素之一,但目前国内外均没有关于非均质含水层中气体流量空间分布模型的研究和报道。在含有透镜体含水层中,近年来的研究主要围绕低渗透性透镜体对于气流迁移的影响,但自然界地层是复杂的,通常包含由高或低渗透性介质形成的透镜体,目前有关高渗透性透镜体对于气流迁移分布机制及污染物修复效果的影响尚不清楚。另外,目前有关非均质含水层中强化AS修复效果方面的研究鲜有报道。上述问题的存在,使非均质含水层中AS系统的设计缺少理论指导,影响了AS技术在非均质含水层中的应用。本论文研究发现导致非均质含水层中AS修复效果减弱的主要原因是非均质地层界面,其决定了气流在非均质含水层中的迁移分布规律。现有研究忽略了一个基本和关键的问题,即透镜体和背景介质之间存在地层双界面。在此基础上,本论文创新性提出了透镜体地层双界面效应。本论文针对层状非均质和含有透镜体含水层情形,通过光透射和染色示踪开展了非均质地层界面气流迁移分布机制的可视化模拟研究;以挥发性有机污染物苯和半挥发性有机污染物硝基苯作为目标污染物,通过气体流量、含水率和污染物的监测,分析研究污染物浓度的时空演化和非均质地层界面对修复效果的影响。针对非均质地层界面导致AS修复效果不佳的情况,采用了表面活性剂强化修复,提高了修复效率。取得了主要研究成果如下:1.层状非均质地层界面气流迁移分布机制（1）层状非均质地层界面对气流的迁移机制取决于地层界面上部和下部地层气体进入的压力差（ΔPe）,压力差越小,气流越容易穿越地层界面,反之则发生气流的阻截。地层界面的压力差,可以用地层界面下部和上部地层渗透系数比（R）来表征,二者具有很好的对应关系。当R≤1.0时,发现气流可以很容易通过界面,我们定义为“气流非阻截型界面”,地层界面以上曝气角减小,影响区域（ZOI）面积减小。当R>1.0时,发现地层界面对气流发生了阻截,定义为“气流阻截型界面”,阻截的气流厚度和长度随着R和气体进入流量的增加均呈现对数增加。此时地层界面以上曝气角为0,气体累积的长度决定了ZOI面积,极大的增加了ZOI面积。（2）发现了三种类型气流分布模式,建立了气流分布数学模型:R≤1.0时,气流呈高斯分布;1.0<R<2.2时,气流呈梯形分布;R≥2.2时,气流呈指状分布。这一发现拓展了AS技术理论研究。2.透镜体地层双界面气流迁移分布机制（1）当背景介质与透镜体渗透系数比R>1.0时,气流不容易进入透镜体,地层下界面为“气流阻截型界面”。当R<1.0时,气流容易通过地层下界面进入透镜体,但气流离开透镜体时,地层上界面具有一定的阻截,为“气流阻截型界面”。当0.2<R<2.2时,阻截的气流厚度并不明显;而当R≥2.2或R≤0.2时,阻截的气流厚度随气体注入流量的增加呈对数增加。另外,当R<1.0和R≥5.7时,ZOI面积减小了22%以上。（2）发现了四种类型气流分布模式,建立了气流分布数学模型:R≥5.7时,双峰分布;2.2≤R<5.7时,地层下界面诱导的指状分布;-0.2<R<2.2时,高斯分布;和R≤0.2时,地层上界面诱导的指状分布。这一发现完善了AS技术理论体系。3.非均质地层界面对AS修复效果的影响（1）气体流量空间分布可以更好地描述ZOI内污染物的去除情况。层状非均质地层界面R≥2.2时,气流指状分布导致地层界面上方ZOI内出现了AS修复盲区,明确了层状非均质含水层AS修复效果减弱的机制,为后续AS技术的方案优化及强化提供了理论支撑。（2）透镜体地层双界面R≥5.7时,透镜体内部污染物仅能依赖较低效率的扩散机制缓慢去除,限制了AS修复能力。在含有砾石透镜体含水层（R=0.2）中,发现了AS过程中由于气泡脉动引起的水循环带的特殊效应,水循环带的发现扩大了地下水中污染物修复范围,使其ZOI面积和平均污染物去除通量分别提高了5倍和2倍以上。此时,AS影响区域包括了气流带和水循环带,这一发现修正了传统对AS影响区域仅包含气流带的认知。另外,水循环带出现需要一定的气泡运移路径,本研究中为4cm左右。4.非均质地层界面对表面活性剂强化AS修复效果的影响（1）在十二烷基苯磺酸钠（SDBS）溶液为800mg/L时,层状非均质地层界面ΔPe从0.3kPa减小为0.1kPa;透镜体地层双界面ΔPe从1.1kPa减小为0.3kPa。（2）通过降低地下水表面张力,降低了“气流阻截型界面”效应,增强了气流通过非均质地层界面后分布的均匀性,从而明显改善了非均质地层界面对AS修复效果不利的影响,提高了非均质含水层中AS修复效率。本论文的主要创新体现在:发现不同类型非均质地层界面可以通过地层界面气体进入压力差进行定量描述,为后续相关研究工作的开展提供理论支持。发现了层状非均质地层界面三种类型气体流量空间分布模型和透镜体地层双界面四种类型气体流量空间分布模型,厘清了非均质地层界面和气体注入流量对气流迁移行为的影响机制,其中气流指状分布导致地层界面上方ZOI内出现了AS修复盲区。上述研究明确了AS修复层状非均质含水层效果减弱的机制,为后续AS技术的方案优化及强化提供了理论支撑。首次发现了由于砾石透镜体中气泡脉动引起的水循环带的特殊效应,水循环带的发现扩大了地下水中污染物修复范围,此时AS影响区域包括了气流带和水循环带两部分。这一发现修正了传统AS对影响区域仅包含气流带的认知。
李培华[5]（2021）在《裂隙岩体中重质有机污染物运移过程的电阻率成像》文中认为近年来,地下水环境中的污染防治主要集中在地下水中非水相有机污染物（NAPL）的研究与治理中,尤其是其中比水重的重质非水相有机污染物（DNAPL）,主要是由于DNAPL在地下水环境中容易沉积和聚集,且难以清理。现阶段大部分的DNAPL研究均为砂箱等室内多孔介质运移模型实验,在岩石裂隙中的研究尚未见报道。为了研究DNAPL在含裂隙的岩石介质的运移机理与分布特征,本文通过分别建立含有不同裂隙的碳酸盐岩和砂岩岩石样品,利用电阻率成像法监测DNAPL在碳酸盐岩石和砂岩岩石介质空间中的运移过程,研讨了电阻率成像法监测含有裂隙的岩石介质中DNAPL运移的可行性,并结合不同类型裂隙岩石模型中监测的DNAPL的电阻率图像对比分析,分析和探讨裂隙的存在和岩石本身的地球物理属性对污染物运移和分布的影响。电阻率成像法（英文名为Electrical Resistivity Tomography,简称为ERT）是一种利用电阻率值的差别来监测介质性质的一种地球物理勘探方法。本文利用ERT方法对含有平行裂隙和人字形裂隙的碳酸盐岩石介质,含有“川”字形裂隙和“X”字形裂隙的砂岩岩石介质中DNAPL运移过程进行监测,研究在相同岩石介质中不同的裂隙形状对DNAPL在岩石中运移和分布的影响。研究发现,在相同的岩石介质中,DNAPL在岩石中的运移大致相似,但是在分布上明显受到裂隙形状的影响。在碳酸盐岩石的实验过程中,平行裂隙的岩石电阻率从1300Ω·m增大至3500Ω·m,主要增大的区域为岩石裂隙的右侧;人字形裂隙的从5000Ω·m增大至7500Ω·m,主要增大区域为岩石裂隙的左侧,均为岩石介质中裂隙的出口位置,说明了在碳酸盐岩石此类渗透率较差的岩石介质中,DNAPL会随着裂隙的形状进行迁移。在砂岩岩石的实验中,“川”字形裂隙的岩石相对电阻率由51Ω·m增至90Ω·m,主要增大位置在污染物滴注点附近的裂隙出口处;“X”字形裂隙的由50Ω·m增至170Ω·m,主要增大位置在岩石中部和裂隙的出口位置,可以看出在砂岩介质中,DNAPL也是会随着裂隙的形状进行迁移,但是相比碳酸盐岩石介质,此类渗透率较好的岩石介质中DNAPL的迁移受重力影响的效果更为显着。对比含有不同裂隙的渗透性差的碳酸盐岩石样品和渗透率较好的砂岩岩石样品中的DNAPL运移实验,从电阻率图像均得到一致的规律,是ERT方法法对DNAPL在含有裂隙的岩石介质中运移分布监测的可行性的有力证明。对于从定量的角度圈定DNAPL污染范围以及污染程度评价方面具有实际的意义,对于野外DNAPL污染区的确定和研究DNAPL在裂隙介质中的运移机理方面具有重要应用价值。
郭诗洁[6]（2021）在《考虑温度影响的非饱和土中污染物迁移模型解析解》文中研究表明近年来,随着土壤污染问题的日益突出,越来越多的学者针对土壤中污染物迁移问题开展了一系列理论及试验研究。热脱附通过加热使附着在土颗粒上的污染物脱离,能够有效处理土壤污染问题,已成为处理场地污染问题的主要技术手段之一。因此,研究热脱附过程中温度诱发的污染物迁移问题十分必要。本文的主要研究内容及结论如下:（1）基于热传导方程及污染物迁移模型,结合温度对污染物迁移的影响,建立了考虑温度影响的非饱和土中污染物迁移模型。利用积分变换法和特征函数法推导得到该模型解析解,与试验和解析解结果对比后发现该模型能较为准确地模拟温度影响下污染物迁移过程。（2）利用污染物迁移模型的解析解,得到在不同温度、不同Soret系数条件下污染物的迁移过程,研究了有无温度、温度大小及Soret系数对模型结果的影响规律。结果表明:（1）污染物迁移达到稳定时,考虑温度影响的污染物浓度明显高于不考虑温度影响的污染物浓度。（2）温度越高,Soret系数越大,污染物迁移达到稳定时污染物浓度也越大。另外,利用模型解析解,进一步分析了模型长度、阻滞因子及体积含水率等模型参数对污染物迁移过程的影响规律。研究表明,随着模型长度的增加,在迁移初期污染物浓度趋于一致,达到稳定时浓度增加;阻滞系数越大,污染物迁移达到稳定的时间越长,但稳定后污染物浓度基本一致;污染物在非饱和土中浓度较饱和土中浓度低。（3）基于前述已建立的污染物迁移模型,考虑污染物迁移过程中孔隙介质的固结变形,利用非饱和土的一维固结理论,建立了小变形固结下非饱和土中污染物迁移模型。该模型考虑了污染物迁移过程中的热扩散作用、对流作用和吸附作用,可较为准确地模拟温度及固结变形对污染物迁移过程的影响。利用积分变换法和特征函数法得到了该模型的解析解。（4）利用小变形固结下非饱和土污染物迁移模型的解析解,探讨了固结压力对污染物迁移的影响。研究表明:（1）随着固结压力大,污染物迁移达到稳定时间越短。这说明固结压力促进了污染物的迁移过程。（2）污染物迁移初期,同一位置处污染物浓度随固结压力的增大而增大;迁移后期,污染物浓度随固结压力的增大而减小。（3）在同一固结压力下,随着温度、Soret系数和体积含水率的增大,污染物浓度也随之略有增加,但增加的幅度有限。
柳宁[7]（2021）在《关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究》文中指出涝池是北方干旱地区抗涝蓄洪的小型蓄水工程,类似于小型湖泊系统,但又有别于小型湖泊系统,尤以陕西关中地区最为常见。目前,涝池面临的富营养化问题日益严重,富营养化引发涝池水体和沉积物发黑的问题尤为突出,已严重影响到周围的生态环境和居民人身健康,现阶段对于河流、湖泊富营养化引起的发黑问题研究较多,而针对涝池面临的此类问题研究尚且不足,因此,本文以陕西关中涝池为研究对象,针对涝池面临的发黑问题,采用现场考察、实地取样、室内测定分析、模拟试验及数学模拟相结合的方法,探明了涝池的主要致黑物质为FeS,阐释了 Fe、S元素的赋存形态及分层特征,筛选了影响Fe2+、∑S2-释放的主要控制因子,揭示了主控因子对Fe2+、∑S2-释放的影响规律,构建了涝池沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的数学模型。研究得到以下主要结论:（1）通过对进入涝池的生活污水、径流及涝池周围土壤中TFe、硫化物的测定分析,确定了涝池主要致黑污染物质为上覆水中悬浮颗粒物,主要致黑成分是FeS,其中Fe主要来源于原生土壤,S可能来源于生活污水;（2）涝池沉积物中Fe元素主要以残渣态为主,占总铁的72.6%～81.2%:氧化态铁是有效性铁（总铁与残渣态铁的差值）的主要存在形式,占有效性铁的53.2%～58.2%。可交换态铁、氧化态铁、有机态铁、残渣态铁均随沉积物剖面深度的增加先减小后趋于稳定,碳酸盐结合态铁含量随剖面深度的增加而增加,水体可溶态铁没有明显的规律性;涝池沉积物中还原性无机硫与有机硫占总硫的比例相当,黄铁矿硫（Pyrite-S）是总还原性无机硫的主要存在形态和最稳定存在形式,占总还原性无机硫59.3%～68.6%,可挥发性硫（AVS）占总还原性无机硫的26.4%～35.6%,单质硫（ES）是硫循环过程中的中间产物,因此含量仅占总还原性无机硫4%左右;富里酸硫（FA-S）是有机硫的主要存在形式,占总有机硫的66.5%～68.9%;随沉积物剖面深度的增加,AVS的含量先增加后减小最终趋于稳定,Pyrite-S含量逐渐增加,ES含量先增加后趋于稳定,FA-S先减小后增加最后趋于稳定,HA-S含量则呈现缓慢减小的趋势;（3）采用逐步回归及结构方程模型分析法,对黑裕村涝池沉积物-水界面处TN、TP、TOC、T、DO、Eh、pH、太阳辐射能及Fe2+、∑S2-10个指标进行了综合分析,确定了影响沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的主控因子为富营养化污染物（TN、TP、TOC）及环境因子（T、DO、pH）,建立了关于Fe2+、∑S2-含量的预测方程;（4）界面Fe2+、ES2-含量随着上覆水中PO43-含量的增加而增加,PO43-含量越大,界面Fe2+、ES2-含量的最大值越大、增长速率越快,PO43-含量从0.03 mg/L增长到1.1 mg/L,界面处Fe2+、ES2-的最大含量分别增加了 88.2%、97.9%,增长速率分别提高了 51.2%、34.8%,增加PO43-含量对Fe2+含量的增长速率影响更大;NH4+-N是涝池中氮的主要存在形式,上覆水NH4+-N含量增加会引起界面Fe2+、ES2-含量增大,NH4+-N含量越大界面Fe2+、ES2-含量的最大值越大、增长速率越快,上覆水NH4+-N含量对界面Fe2+、ES2-含量的影响大小没有明显差异;蛋白胨、半胱氨酸、蛋氨酸、葡萄糖、淀粉均能促使上覆水体发黑,含硫有机质基质（蛋白胨、半胱氨酸、蛋氨酸）较非含硫有机基质（葡萄糖、淀粉）能更快使水体发黑,发黑程度更大;无论何种有机基质,只要其含量达到0.8g/L就会引起水体发黑;有机基质种类及含量对界面ES2-含量影响较Fe2+更大。（5）沉积物-水界面处Fe2+、ES2-含量随环境温度的升高而增大,T在15℃～25℃之间时,界面Fe2+、ES2-含量增长迅速,界面更易发黑;DO通过直接影响界面氧化还原状态来影响Fe2+、ΣS2-含量大小,界面Fe2+、ES2-含量随溶解氧含量的增加而减小,DO≥2～3 mg/L时,就能有效抑制沉积物中Fe2+的释放和SO42-的还原;pH通过影响硫酸盐还原菌和铁还原菌的活性来影响界面Fe2+、ES2-含量大小,pH=7是两种细菌共存情况下最适pH,此时界面Fe2+、ΣS2-含量较大,更容易出现发黑现象。（6）藻体是富营养化涝池发黑的主要诱因之一,藻体的存在是引起沉积物-水界面耗氧速度变快、耗氧量增加的主要原因,添加藻体后界面溶解氧在70 min内快速减小为0 mg/L,氧化还原电位降为负值,Fe2+、ES2-含量快速增加,发黑速度加快,发黑程度增大。（7）以菲克定律和物质守恒定律为基本理论,构建了沉积物中Fe2+、ΣS2-释放的数学模型,并求得其解析解。通过实测数据与预测数据的对比,验证了所建立的数学模型的可靠性和准确性。为不同使用年限的3座涝池分别给出3组参数,用建立的数学模型对楼底村涝池、黑裕村涝池、孝子陵村涝池中Fe2+、ES2-含量变化情况进行了预测。
付宏焱[8]（2021）在《基于实验和数学模型的生物滞留设施中典型污染物的迁移累积规律研究》文中进行了进一步梳理生物滞留作为一类可削减雨水径流峰值、控制雨水径流污染的绿色雨水基础设施,在全国海绵城市建设过程中应用较为广泛,其基质层的孔隙率、渗透性能等对生物滞留的截流控污能力影响较大,但目前对生物滞留基质层的迁移累积的过程规律研究较少。为研究径流污染物在生物滞留设施基质层内的迁移累积规律以及对比传统基质和改良基质中污染物迁移累积的差异性,本研究在生物滞留装置实验的基础上,基于Hydrus-1D模型进行模拟分析,以期为我国海绵城市建设中生物滞留池中径流污染物迁移累积研究提供参考。首先对Hydrus-1D模型的输入参数采用Morris筛选法进行敏感性分析,进而对搭建的Hydrus-1D模型选取生物滞留实验的出水量和出水污染物浓度进行率定验证,借助已率定验证的模型研究在时间尺度（模拟周期时长、各年降雨特征）和空间尺度（生物滞留基质层的深度）两个尺度下的污染物迁移累积过程,在此基础上对改良基质下径流污染物的削减规律进行研究。本文主要研究内容和结论如下:（1）基于不同的评价指标对Hydrus-1D模型输入参数进行敏感性分析,选取生物滞留出水量、出水COD、NH4+-N、NO3--N、Cu、Zn、Cd和Pb浓度作为模型敏感性分析的评价指标,对于出水量的评价指标较为敏感的参数为饱和导水量、孔径分布参数、进气吸力倒数;对于COD浓度较为敏感的参数为孔径分布参数、饱和含水量、该溶质的扩散系数;对于Cd浓度较为敏感的参数为孔径分布参数、纵向弥散度、残余含水量;此外,对于其他出水水质指标对参数的敏感性评价顺序为孔径分布参数、饱和导水量和饱和含水量。在模型的输入参数中孔径分布参数对于出水量和水质的影响程度比较大,此外,位于基质层上部其孔径分布参数对水量和水质的影响程度高于基质层下部。对于其他参数来说基质层上部参数其敏感性普遍强于基质层下部。（2）基于时间尺度和空间尺度对道路径流污染物在基质层中的迁移累积规律进行研究,在时间尺度下,基质层中NO3--N和Pb年净累积量受降雨量、基质层深度、径流中污染物的含量以及基质层中NO3--N和Pb年初始含量的影响。表层中NO3--N和Pb的累积通量变化受径流的影响程度较大。随着基质层的下移,时间效应对二者净累积的影响逐步体现出来,即随时间推移,每年NO3--N和Pb的净累积通量均有所增加;在空间尺度下,NO3--N和Pb在基质层中的浓度和累积通量普遍随深度的下移而增大,且增大幅度随基质层深度增加而增大;基质层顶部到底部NO3--N和Pb的峰值浓度和累积通量增长的变化率与其在径流中的含量呈正相关;基质层上部区域的含水量状况会影响NO3--N和Pb的入渗,且该现象通过基质层下部区域中NO3--N和Pb含量的变化体现的更加明显。（3）对比改良基质层与传统基质层的迁移累积规律及削减规律,对基质层中污染物的累积通量与浓度、颗粒间含水量进行回归分析,结果表明,污染物浓度与累积通量的回归系数为0.094,相较于含水量,污染物浓度对累积通量的影响更大。改良基质对污染物的吸附效果强于传统基质,且基质层下部污染物的截流量高于基质层上部。对于径流污染物的峰值削减效果来说,一般情况下基质层对于NO3--N和Pb的削减量随模拟年份推移而增加,但是年降雨量较大的情况下,NO3--N和Pb的削减量下降;对于径流污染物在各年的净累积通量的削减效果来说,削减量及削减率随基质层下移而增大的规律。
张帅吉[9]（2021）在《某市东部城区地下水系统氯代烃迁移机制与污染控制研究》文中研究表明氯代烃是一种常见的有机污染物,具有多种有害特征,会污染地下水环境并对人类日常生产生活造成严重影响,地下水系统氯代烃污染作为不容忽视的社会性环境问题受到广泛关注。某市东部城区地下水系统氯代烃污染严重,针对该区地下水系统氯代烃污染状况,需要开展地下水系统氯代烃迁移机制与污染控制研究。本文以某市东部城区为主要研究区域,充分调研该区域地质和水文条件,并对研究区地下水系统岩溶水进行采样,解析地下水系统岩溶水氯代烃污染分布特征、氯代烃污染源以及污染途径,结合影响研究区地下水系统氯代烃污染的主要因素,运用GMS10.4数值模拟软件,将四氯化碳作为典型氯代烃污染物,研究地下水系统氯代烃的迁移机制,预测地下水系统氯代烃污染羽的运移情况,分析地下水系统氯代烃的污染趋势。最后以研究区东部某化工厂所在水文地质区段的四氯化碳污染羽为研究对象,开展地下水系统氯代烃污染控制优化研究,得出地下水氯代烃污染控制最优方案。本文取得的主要成果如下:（1）地下水系统氯代烃污染特征。在研究区32个岩溶水采样点中,检测出四氯化碳（CCl4）等十三种氯代烃污染物。四氯化碳（CCl4）检出率最高,其检出采样点占采样点总数四分之三,检出浓度在0.30到25.60μg/L之间。通过Arcgis软件,利用克里金插值法得到典型氯代烃污染物四氯化碳的浓度分布图,结果表明,研究区深层裂隙岩溶水普遍受到不同程度的氯代烃污染。地下水系统岩溶水氯代烃污染在空间上大致由南向北展布,研究区中部和北部地段为主要污染集中区域。地下水四氯化碳污染物浓度最高点出现在W26点处,其最高检出浓度为25.60μg/L,为标准限值的12.8倍,污染非常严重。（2）地下水流数值模型研究。根据研究区实际水文地质条件,通过GMS10.4数值模拟软件建立地下水流模型,然后将研究区地下水位模拟结果与实测水位拟合,结果表明,长观孔水位模拟值与实测值拟合度较高,3个长观孔的水位拟合误差都小于20%,满足模型精度需求,大体上可以反映出实际的地下水动态特征。（3）地下水系统氯代烃迁移机制模拟研究。基于研究区地下水流模型,分析总结地下水系统氯代烃空间分布特征及迁移规律,将四氯化碳作为典型氯代烃污染物,建立溶质运移模型,将研究区四氯化碳污染物浓度的模拟结果与实测值拟合,结果表明,拟合误差都小于20%,拟合度较高,在一定程度上能够反映污染物浓度的动态变化规律。在地下水溶质运移模型的基础上,模拟预测四氯化碳的污染趋势,随着时间推移,研究区四氯化碳污染状况整体上呈衰减趋势,污染羽由南向北展布,与地下水流方向大致吻合,但四氯化碳污染羽面积依然变化不大,这是因为四氯化碳在地下水系统中很难通过自然衰减将污染浓度下降到标准限值,地下水氯代烃污染仍会造成严重影响。（4）地下水系统氯代烃污染物控制研究。在天然条件下,当地下水氯代烃污染控制场地中的四氯化碳污染物平均浓度达到目标控制浓度2.0μg/L,所用时间为16775d,污染羽由东南向西北逐渐迁移,和地下水流方向大体吻合,污染羽面积有所减小。当进行地下水氯代烃抽水井控制时,利用Visual MODFLOW中的MGO模块进行优化,结果表明8口抽水井的布设方式更符合研究场地对地下水氯代烃污染控制的优化要求,其抽水井位置大致在四氯化碳污染羽展布的中轴线和垂直方向上,靠近氯代烃污染源,最优抽水量为55171m3/d。从控制时间来看,8口抽水井在控制时间为1000d的条件下,抽水总量最小,最优抽水量为53648m3/d,总抽水量为53648386m3。当利用抽水井与注水井联合控制时,优化结果表明,增设注水井后,相同时间下氯代烃污染场地达到目标污染控制浓度所需要的抽水井抽水效率显着提升,其最优抽水量与只布设8口抽水井的抽水量相比大幅下降,注水井起到提高抽水井污染控制能力的作用。其中,8抽5注布井方式为地下水氯代烃污染最优控制方案,控制时间为1000d时,最优抽水量为47288m3/d,最优注水量为19548m3/d。（5）地下水系统氯代烃污染物控制优化研究。8抽5注污染控制布井方式与只用8口抽水井进行污染控制相比,地下水氯代烃污染控制效果明显更优,其单日最优抽水量比8井抽水系统减少6360m3,抽水效率提高了12%,控制后的地下水四氯化碳污染羽面积为最小。四氯化碳污染羽以抽/注水井为中心,向四周展布。因此,以地下水四氯化碳污染物浓度2.0μg/L为控制目标限值,采用8抽5注抽注联合控制优化方案。控制时间至1187d,抽水总量为56130856m3,注水总量为23203476m3,在地下水Ⅲ类标准四氯化碳限值2.0μg/L条件下,地下水四氯化碳污染物浓度全部达标。
张洪伟[10]（2021）在《富水隧道施工期地下水运移特征模拟及水环境效应》文中认为富水隧道施工建设对工程安全以及地下水、生态环境均会造成较大的威胁和影响,虽然当前隧道工程逐渐考虑到地下水和生态环境保护的重要性,但是出于工程经济性、可操作性等方面的考虑,隧道建设对地下水系和环境的破坏仍然很大,甚至会造成地下水环境和山体生态植被不可逆转的永久破坏。富水隧道复杂的地质构造和水文地质条件,使得对隧道施工影响下的地下水流场分布、衬砌水压力变化、渗漏污染物跟踪和影响以及总体水环境负效应评价成为摆在隧道建设者和各国学者面前需要深入研究探讨的一项重要课题。本文以典型富水隧道——正在施工建设的渭武高速公路木寨岭隧道为例开展研究,采用有限差分原理,结合Visual Modflow、Flac3D等主流三维渗流场模拟软件构建了隧道隧址区地下水渗流场、衬砌外水压力和隧道施工典型污染物的数值模拟模型,并采用AHP层次分析法确定了水环境负效应评价指标权重,采用综合模糊评价法开展了隧道施工期水环境负效应评价。主要研究成果如下:1、推导出了考虑渗流速度的隧道涌水量和衬砌外水压力理论计算公式,包括施作注浆圈和衬砌,仅施作衬砌以及未施作注浆圈和衬砌几种工况,并用传统公式验证了其可靠性,上述公式对隧道涌水量精确预测计算提供了参考。2、模拟了木寨岭隧道隧址区开挖前天然状态、开挖后完全排水状态、开挖后封堵状态下的渗流场分布运移情况。隧道开挖3个月后隧址区地下水水位急速下降,产生“漏斗状”降落,3个月至24个月地下水水位下降趋势变缓,但仍以涌水的方式持续流出,对地下水环境产生破坏。隧道排水系统完全封堵后,地下水位需要1-2年时间才能逐步恢复稳定,降落漏斗消失,接近原有流场状态。隧道地下水渗流场降落漏斗的产生和恢复研究为隧道施工合理“限排”提供了论据。3、采用Flac3D软件模拟了木寨岭隧道不同建设时段、不同排放模式下的衬砌外水压力分布情况,模拟分析结果显示,隧道开挖会造成隧址区地下水位呈现显着降落漏斗;注浆圈及衬砌结构水压力值随隧道洞顶压力水头的增大而增加;随注浆圈内外壁厚度的增大注浆圈外壁水压力值减小,而衬砌未发生明显改变;注浆圈水力传导系数与注浆圈和衬砌水压力具有显着相关性,且系数最小时对衬砌的影响最大;随着衬砌水力传导系数的减小注浆圈和衬砌外的水压力值均减小;隧道衬砌外各监测点水压力值分布规律为:下拱底>左拱脚>左拱腰>左拱肩>上拱顶。上述隧道施工堵水和排水的压力分布研究成果能够为隧道施工衬砌受力加固、限排水力传导系数控制等提供理论依据。4、应用Visual Modflow软件对木寨岭隧道施工废水石油类污染物的地下水迁移特征的模拟结果显示,石油类污染物泄露至地下水后会沿着水力梯度方向纵深迁移,并在地下水水动力弥散作用下发生横向迁移,最终形成接近“椭圆状”的污染晕;集水池下透水层的石油污染物浓度由2年后的100 mg/L增长到7年后的500 mg/L;在停止泄露后的23年内,污染物晕散外边界几乎扩大至整个模拟区域,中心极值浓度由500 mg/L下降到180 mg/L,但仍按水流水力梯度方向缓慢迁移;经过20年的迁移运动会有少量污染物由透水层向下迁移至含水层,但30年模拟期内隔水层未发现污染物;说明隧道施工期污染物一旦渗入地下水,会在透水层和含水层长期迁移扩散,对地下水环境和相关生物造成威胁。5、应用层次分析法、综合模糊评价法对木寨岭隧道施工期地下水环境负效应开展了评价研究,构建了以自然地理、水化学、地质-水文地质、隧道工程四个因素类、23个具体影响因素为基准层和指标层的评价指标体系结构,将水化学特征和典型污染物因素纳入评价体系,建立了影响因素评价等级标准、模糊综合评价模型、隶属函数及量化指标,综合评价木寨岭隧道施工期地下水环境负效应结果为中等,隧道施工造成的水环境破坏作用明显,该研究成果为国内相关富水隧道施工的水环境负效应影响评价提供了借鉴参考。
二、地下水中污染物迁移数学模型模拟实验研究方法及建模技术初探（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、地下水中污染物迁移数学模型模拟实验研究方法及建模技术初探（论文提纲范文）
（1）地下水污染物在高度非均质介质中的迁移过程:机理与数值模拟综述（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 污染物在非均质含水层中的迁移过程描述 |
| 2.1 传统的基于菲克定律(Fick’s Law)的对流-弥散模型的局限性 |
| 2.2“反常迁移”与“非菲克弥散”概念的提出 |
| 3 含水层非均质性对污染物迁移过程和修复的制约作用 |
| 3.1 含水层非均质性对溶质迁移过程的影响 |
| 3.2 小尺度优先水流通道理论的提出与发展 |
| 3.3 非均质特征在松散沉积物中存在的高分辨率刻画 |
| 3.4 非均质性对污染地下水修复的制约作用 |
| 4 污染物在高度非均质介质中迁移模拟的研究进展 |
| 5 讨论与展望 |
（2）生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 海绵城市建设与低影响开发理念 |
| 1.2.2 生物滞留系统对径流污染物的去除研究 |
| 1.2.3 生物滞留系统污染物累积研究 |
| 1.2.4 生物滞留系统污染物累积风险评价研究 |
| 1.2.5 生物滞留系统微生态系统研究 |
| 1.2.6 生物滞留系统PAHs的模拟模型研究 |
| 1.3 存在的主要问题 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法及技术路线 |
| 2 研究区概况与试验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 总体思路 |
| 2.2.2 现场监测 |
| 2.2.3 室外试验 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 3 雨水花园中碳氮磷和重金属累积特征及微生物群落演变 |
| 3.1 雨水花园对雨水径流水量水质的调控效果 |
| 3.1.1 水量削减效果 |
| 3.1.2 水质净化效果 |
| 3.2 雨水花园污染物累积研究 |
| 3.2.1 雨水花园污染物累积特征 |
| 3.2.2 雨水花园重金属风险评价 |
| 3.3 雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.1 不同运行时间雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.2 不同填料类型雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.3 不同排水方式雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.4 雨水花园微生态系统的影响因素 |
| 3.4.1 环境因子与微生物生态特征的关联性 |
| 3.4.2 雨水花园微生态系统稳定性的影响因素 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 道路植生滞留槽多环芳烃累积特征及对微生物的影响 |
| 4.1 道路植生滞留槽中PAHs累积水平 |
| 4.1.1 PAHs时空分布及赋存特征 |
| 4.1.2 PAHs污染水平评价 |
| 4.1.3 PAHs与土壤性质关联性 |
| 4.2 道路植生滞留槽PAHs来源解析及风险评价 |
| 4.2.1 PAHs来源解析 |
| 4.2.2 PAHs风险评估 |
| 4.3 植生滞留槽PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.1 PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.2 PAHs与微生物群落关联性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 不同填料生物滞留系统污染物累积对填料微生态系统的影响 |
| 5.1 生物滞留系统的负荷削减效果 |
| 5.1.1 生物滞留系统对碳氮磷及重金属的负荷削减效果 |
| 5.1.2 生物滞留系统对PAHs的负荷削减效果 |
| 5.2 生物滞留系统pH及污染物含量变化 |
| 5.2.1 pH变化 |
| 5.2.2 碳氮磷含量变化 |
| 5.2.3 重金属含量变化及分布 |
| 5.2.4 PAHs含量变化及分布 |
| 5.3 生物滞留系统填料中微生态系统变化 |
| 5.3.1 微生物多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构 |
| 5.3.3 填料酶活性 |
| 5.4 生物滞留系统污染物与微生态系统关联性 |
| 5.4.1 环境因子与填料微生物群落的相关性 |
| 5.4.2 生物滞留系统污染物累积与酶活性及微生物种群的定量关系 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 生物滞留系统微生态系统的响应机制及多环芳烃归趋模拟 |
| 6.1 生物滞留系统填料微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.1.1 生物滞留系统污染物与填料生物系统的相互作用 |
| 6.1.2 生物滞留系统微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.2 基于HYDRUS-1D的生物滞留系统PAHs归趋模拟 |
| 6.2.1 模型原理 |
| 6.2.2 初始条件与边界条件 |
| 6.2.3 参数敏感性分析 |
| 6.2.4 模型率定与验证 |
| 6.2.5 PAHs归趋行为情景模拟 |
| 6.3 关于维持生物滞留系统微生态系统稳定性和长效运行的讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（3）层状非均质多孔介质中水盐热运移特征模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 层状介质中溶质运移模拟研究现状 |
| 1.2.2 毛细水带研究现状 |
| 1.2.3 多孔介质中水热运移模拟研究现状 |
| 1.3 本文主要研究内容 |
| 2 多孔介质中水盐热运移基本理论 |
| 2.1 多孔介质中水流运动数学模型 |
| 2.1.1 多孔介质中水的能态 |
| 2.1.2 Darcy定律 |
| 2.1.3 多孔介质水流运动基本方程 |
| 2.1.4 多孔介质水分特征曲线模型 |
| 2.1.5 水分运动方程的定解条件 |
| 2.2 多孔介质中溶质运移数学模型 |
| 2.2.1 Fick定律 |
| 2.2.2 多孔介质中溶质扩散通量 |
| 2.2.3 多孔介质溶质运移的对流-弥散方程 |
| 2.2.4 定解条件 |
| 2.3 多孔介质中热量运移数学模型 |
| 2.3.1 多孔介质中热量传输基本定律 |
| 2.3.2 多孔介质中热量扩散方程 |
| 2.3.3 多孔介质的热特性参数 |
| 2.3.4 温度对多孔介质水力参数的影响 |
| 2.3.5 定解条件 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 层状多孔介质中溶质运移模拟研究 |
| 3.1 不同分层类型的多孔介质中溶质运移规律研究 |
| 3.1.1 模型介绍 |
| 3.1.2 模拟过程 |
| 3.1.3 模拟结果分析 |
| 3.2 不同注水流速下溶质运移规律研究 |
| 3.3 不同水势差下溶质运移规律研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 层状多孔介质中热量和溶质耦合运移模拟研究 |
| 4.1 模型参数设定 |
| 4.2 不同分层类型下热量传输规律研究 |
| 4.3 不同注水温度下溶质运移规律研究 |
| 4.4 不同地下水流温度下溶质运移规律研究 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望和不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（4）AS过程中非均质地层界面气流迁移机制及对修复效果影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 原位空气扰动修复技术 |
| 1.2.1 原位空气扰动技术简介 |
| 1.2.2 原位空气扰动技术修复机理 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 原位空气扰动修复均质含水层研究现状 |
| 1.3.2 原位空气扰动修复非均质含水层研究现状 |
| 1.3.3 研究中存在的主要问题 |
| 1.4 课题研究内容、技术路线及创新点 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.4.3 研究意义及创新点 |
| 第2章 层状非均质地层界面气流迁移分布机制研究 |
| 2.1 层状非均质地层界面作用表征 |
| 2.2 层状非均质地层界面气流分布数学模型 |
| 2.3 实验材料与方法 |
| 2.3.1 实验材料 |
| 2.3.2 实验装置 |
| 2.3.3 实验步骤 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 层状非均质地层界面对气体累积的影响 |
| 2.4.2 层状非均质地层界面对影响区域的影响 |
| 2.4.3 层状非均质地层界面对空气饱和度的影响 |
| 2.4.4 层状非均质地层界面对气流分布模型的影响 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 透镜体地层双界面气流迁移分布机制研究 |
| 3.1 透镜体地层双界面作用表征 |
| 3.2 透镜体地层双界面气流分布数学模型 |
| 3.3 实验材料及方法 |
| 3.3.1 实验材料 |
| 3.3.2 实验装置 |
| 3.3.3 实验步骤 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 透镜体地层双界面对气体累积的影响 |
| 3.4.2 透镜体地层双界面对影响区域的影响 |
| 3.4.3 透镜体地层双界面对空气饱和度的影响 |
| 3.4.4 透镜体地层双界面对气流分布模型的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 层状非均质地层界面对AS修复效果的影响研究 |
| 4.1 实验材料及方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验装置 |
| 4.1.3 实验步骤 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 透镜体地层双界面对AS修复效果的影响研究 |
| 5.1 含有不同渗透性透镜体含水层中AS修复效果研究 |
| 5.1.1 实验材料及方法 |
| 5.1.2 结果与讨论 |
| 5.2 含有砾石透镜体含水层污染物传输机制研究 |
| 5.2.1 实验材料及方法 |
| 5.2.2 结果与讨论 |
| 5.3 含有不同尺寸砾石透镜体含水层中AS修复效果研究 |
| 5.3.1 实验材料及方法 |
| 5.3.2 结果与讨论 |
| 5.4 不同粒径背景介质含有透镜体含水层中AS修复效果研究 |
| 5.4.1 实验材料及方法 |
| 5.4.2 结果与讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 非均质地层界面对表面活性剂强化AS修复效果的影响研究 |
| 6.1 实验材料及方法 |
| 6.1.1 实验材料 |
| 6.1.2 实验装置 |
| 6.1.3 实验步骤 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 SDBS降低地下水表面张力的能力 |
| 6.2.2 SDBS的投加对不同粒径介质气体进入压力的影响 |
| 6.2.3 层状非均质地层界面强化修复效果研究 |
| 6.2.4 透镜体地层双界面强化修复效果研究 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 作者简介及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（5）裂隙岩体中重质有机污染物运移过程的电阻率成像（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 国内研究进展 |
| 1.2.2 国外研究进展 |
| 1.3 本文的研究思路及内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 主要创新点 |
| 1.3.4 研究意义 |
| 1.3.5 技术路线 |
| 第2章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验目的 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验装置 |
| 2.2.1.1 平行裂隙的碳酸盐岩石样品实验装置 |
| 2.2.1.2 人字形裂隙的碳酸盐岩石样品实验装置 |
| 2.2.1.3 “川”字形裂隙的砂岩岩石样品实验装置 |
| 2.2.1.4 “X”字形裂隙的砂岩岩石样品实验装置 |
| 2.2.2 实验材料及测试仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 电阻率成像法原理与应用 |
| 2.3.2 平行裂隙的碳酸盐岩石样品实验 |
| 2.3.3 人字形裂隙的碳酸盐岩石样品实验 |
| 2.3.4 “川”字形裂隙的砂岩岩石样品实验 |
| 2.3.5 “X”字形裂隙的砂岩岩石样品实验 |
| 第3章 实验结果分析与讨论 |
| 3.1 平行裂隙的碳酸盐岩石样品实验结果与讨论 |
| 3.1.1 岩石介质电阻率分布图分析 |
| 3.1.2 四次实验之间的对比分析 |
| 3.1.3 四次实验的数据变化分析 |
| 3.2 人字形裂隙的碳酸盐岩石样品实验结果与讨论 |
| 3.2.1 人字形裂隙岩石样品注盐水实验结果与讨论 |
| 3.2.2 人字形裂隙岩石样品注油排水实验结果与讨论 |
| 3.2.3 人字形裂隙岩石样品注水排油实验结果与讨论 |
| 3.2.4 人字形裂隙测点电阻率变化 |
| 3.3 “川”字形裂隙的砂岩岩石样品实验结果与讨论 |
| 3.3.1 “川”字形裂隙岩石样品滴注实验结果与讨论 |
| 3.3.2 “川”字形裂隙岩石样品再分布实验结果与讨论 |
| 3.3.3 “川”字形裂隙岩石样品实验数据变化结果与讨论 |
| 3.4 “X”字形裂隙的砂岩岩石样品实验结果与讨论 |
| 3.4.1 “X”字形裂隙岩石样品滴注实验结果与讨论 |
| 3.4.2 “X”字形裂隙岩石样品再分布实验结果与讨论 |
| 3.4.3 “X”字形裂隙岩石样品实验数据变化结果与讨论 |
| 3.5 小结 |
| 3.5.1 平行裂隙的碳酸盐岩石样品实验小结 |
| 3.5.2 人字形裂隙岩石样品实验小结 |
| 3.5.3 “川”字形裂隙岩石样品实验小结 |
| 3.5.4 “X”字形裂隙岩石样品实验小结 |
| 3.5.5 对比分析 |
| 第4章 结论与建议 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简历、申请学位期间的研究成果及发表的学术论文 |
| 致谢 |
（6）考虑温度影响的非饱和土中污染物迁移模型解析解（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 污染物迁移理论研究 |
| 1.2.2 污染物迁移试验研究 |
| 1.2.3 多场作用下污染物迁移研究 |
| 1.2.4 热脱附技术研究 |
| 1.2.5 研究现状小结 |
| 1.3 研究目的及内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 创新点 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 污染物迁移理论基础 |
| 2.1 热传导现象 |
| 2.1.1 热传导方程的建立 |
| 2.1.2 初值条件与边界条件 |
| 2.2 多孔介质中污染物的迁移 |
| 2.2.1 对流迁移 |
| 2.2.2 分子扩散 |
| 2.2.3 机械弥散 |
| 2.2.4 水动力弥散 |
| 2.2.5 Soret效应 |
| 2.3 多孔介质中污染物的转化 |
| 2.3.1 滞留因子 |
| 2.3.2 吸附等温线 |
| 2.4 多孔介质中的渗流 |
| 2.4.1 渗流的Darcy定律 |
| 2.4.2 地下水三维渗流微分方程 |
| 2.4.3 土水特征曲线 |
| 2.5 非饱和土固结理论 |
| 2.5.1 饱和土固结理论 |
| 2.5.2 非饱和土固结理论 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 考虑温度影响的非饱和土中污染物迁移数学模型推导 |
| 3.1 污染物迁移模型 |
| 3.1.1 污染物迁移的控制方程 |
| 3.1.2 初始条件和边界条件 |
| 3.1.3 污染物迁移问题的解析解 |
| 3.2 考虑温度影响的非饱和土中污染物迁移数学模型的推导 |
| 3.2.1 热传导方程 |
| 3.2.2 污染物迁移模型 |
| 3.3 考虑温度影响的在非饱和土中污染物迁移数学模型的求解 |
| 3.3.1 热传导方程 |
| 3.3.2 污染物的迁移方程 |
| 3.4 模型参数的选取 |
| 3.4.1 水动力弥散系数 |
| 3.4.2 滞留因子 |
| 3.4.3 渗流速度 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 污染物迁移模型的解析解分析 |
| 4.1 污染物迁移数学模型验证 |
| 4.1.1 试验及模型解析解介绍 |
| 4.1.2 模型验证 |
| 4.2 温度对污染物迁移的影响 |
| 4.3 Soret系数对污染物迁移影响 |
| 4.4 模型参数分析 |
| 4.4.1 模型长度 |
| 4.4.2 阻滞因子 |
| 4.4.3 体积含水率 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 小变形固结下非饱和土中污染物迁移模型及解析解 |
| 5.1 |
| 5.1.1 固结理论模型 |
| 5.1.2 初始条件和边界条件 |
| 5.1.3 固结理论模型的求解 |
| 5.2 小变形固结下非饱和土中污染物迁移模型 |
| 5.2.1 模型的建立 |
| 5.2.2 初始条件和边界条件 |
| 5.2.3 模型的求解 |
| 5.3 污染物迁移影响因素分析 |
| 5.3.1 固结压力对污染物迁移的影响 |
| 5.3.2 温度大小对污染物迁移的影响 |
| 5.3.3 Soret系数对污染物迁移的影响 |
| 5.3.4 体积含水率对污染物迁移的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 学位论文数据集 |
（7）关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景及研究意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 沉积物中FeS、MnS释放机理研究进展 |
| 1.2.2 致黑污染物释放的影响因素研究进展 |
| 1.2.3 水环境数学模型的研究进展 |
| 1.2.4 沉积物中FeS、MnS释放的控制技术研究进展 |
| 1.2.5 文献评述 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究方法与技术路线 |
| 1.4.1 研究方法 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 涝池污染现状及致黑污染物来源 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究涝池的筛选 |
| 2.3 材料及方法 |
| 2.3.1 样品的采集与处理 |
| 2.3.2 仪器及设备 |
| 2.3.3 研究方法 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 涝池污染现状 |
| 2.4.2 涝池主要致黑污染物 |
| 2.4.3 涝池致黑污染物来源 |
| 2.5 小结 |
| 3 沉积物中Fe、S元素赋存形态及分层特征 |
| 3.1 研究方案及方法 |
| 3.1.1 沉积物中Fe元素的赋存形态测定方法 |
| 3.1.2 沉积物中S元素的赋存形态测定方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 沉积物中Fe元素的赋存形态及分层特征 |
| 3.2.2 沉积物中S元素的赋存形态及分层特征 |
| 3.3 小结 |
| 4 沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的主控因子 |
| 4.1 影响因子初选 |
| 4.2 研究方案及方法 |
| 4.3 各影响因子与Fe~(2+)、ΣS~(2-)之间的相关性分析 |
| 4.3.1 各影响因子的季节变化 |
| 4.3.2 沉积物-水界面处Fe~(2+)、ΣS~(2-)含量与各影响因素的相关性分析 |
| 4.4 主控因子的甄选 |
| 4.4.1 基于SPSS逐步回归方法的甄选 |
| 4.4.2 基于结构方程模型(SEM)的甄选 |
| 4.4.3 甄选结果 |
| 4.5 小结 |
| 5 富营养化污染物对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.1 磷对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.1.1 研究方案及方法 |
| 5.1.2 结果与分析 |
| 5.2 氮对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.2.1 研究方案及方法 |
| 5.2.2 结果与分析 |
| 5.3 有机质对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 5.3.1 研究方案及方法 |
| 5.3.2 结果及分析 |
| 5.4 小结 |
| 6 环境因子对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.1 研究方案及方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 温度对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.2.2 溶解氧对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.2.3 pH对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 6.3 小结 |
| 7 藻体对沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的影响 |
| 7.1 研究方案及方法 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 藻体对沉积物-水界面处黑度值变化的影响 |
| 7.2.2 沉积物-水界面处溶解氧含量的变化 |
| 7.2.3 沉积物-水界面处氧化还原电位的变化 |
| 7.2.4 沉积物-水界面处Fe~(2+)含量的变化 |
| 7.2.5 沉积物-水界面处(50)S~(2-)含量的变化 |
| 7.2.6 沉积物中不同形态铁含量变化 |
| 7.2.7 沉积物中不同形态硫含量变化 |
| 7.3 小结 |
| 8 沉积物中Fe~(2+)、ΣS~(2-)释放的模型构建 |
| 8.1 沉积物中污染物释放模型的推导 |
| 8.1.1 污染物释放的基础理论 |
| 8.1.2 污染物在静水中迁移的模型推导 |
| 8.1.3 模型相关参数 |
| 8.1.4 与已有模型的区别 |
| 8.1.5 模型合理性分析 |
| 8.2 模型的解析解 |
| 8.3 模型在涝池水质模拟和预测中的应用 |
| 8.3.1 黑裕村涝池水质模拟及预测 |
| 8.3.2 楼底村涝池水质模拟及预测 |
| 8.3.3 孝子陵村涝池水质模拟及预测 |
| 8.4 小结 |
| 9 结论及展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）基于实验和数学模型的生物滞留设施中典型污染物的迁移累积规律研究（论文提纲范文）
| 项目资助 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 生物滞留设施峰值削减水质净化效果研究 |
| 1.3.2 生物滞留设施中污染物的迁移转化规律 |
| 1.3.3 基于数值模拟的生物滞留设施的研究 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 Hydrus-1D模型搭建及参数率定验证 |
| 2.1 生物滞留实验装置概况 |
| 2.2 模型概述 |
| 2.3 生物滞留模拟模型搭建 |
| 2.4 参数敏感性分析 |
| 2.5 模型的率定及验证 |
| 2.6 本章小结 |
| 第3章 典型污染物在生物滞留设施中的迁移累积规律研究 |
| 3.1 模拟方案设计 |
| 3.2 污染物浓度边界模拟 |
| 3.3 典型污染物在基质层中的时间变化规律 |
| 3.3.1 基质层中NO_3~-N和Pb的浓度随时间的变化情况 |
| 3.3.2 基质层中NO_3~-N和Pb的累积通量随时间的变化情况 |
| 3.4 典型污染物在基质层中的空间变化规律 |
| 3.4.1 基质层中NO_3~-N和Pb的浓度随深度的变化情况 |
| 3.4.2 基质层中NO_3~-N和Pb的累积通量随深度的变化情况 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 生物滞留设施不同基质组合对典型污染物迁移累积规律的影响 |
| 4.1 研究方案设计 |
| 4.2 改良基质对NO_3~-N和Pb迁移累积的影响 |
| 4.2.1 改良基质中污染物的浓度变化情况 |
| 4.2.2 改良基质中污染物的累积变化情况 |
| 4.3 改良基质对NO_3~-N和Pb削减效果的分析 |
| 4.3.1 各观测点污染物迁移累积规律 |
| 4.3.2 改良基质对污染物峰值的削减效果 |
| 4.3.3 改良基质对污染物净累积通量的削减效果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 结论及展望 |
| 5.1 主要研究结论 |
| 5.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 发表论文情况说明 |
| 致谢 |
（9）某市东部城区地下水系统氯代烃迁移机制与污染控制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 课题来源 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 地下水系统氯代烃污染现状 |
| 1.3.2 地下水系统氯代烃迁移机制研究 |
| 1.3.3 地下水系统氯代烃迁移数值模型研究 |
| 1.3.4 地下水系统氯代烃污染控制研究 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 水文气象 |
| 2.2 地质构造概况 |
| 2.2.1 地层 |
| 2.2.2 岩浆岩 |
| 2.2.3 断裂构造 |
| 2.3 水文地质概况 |
| 2.3.1 含水层岩组特征 |
| 2.3.2 地下水补给径流排泄特征 |
| 2.3.3 地下水动态影响因素 |
| 第三章 地下水系统氯代烃污染分布特征 |
| 3.1 采样点布设与检测方法 |
| 3.1.1 采样点的布设 |
| 3.1.2 水样采集与检测 |
| 3.2 地下水氯代烃检测结果与主要污染源 |
| 3.2.1 地下水氯代烃污染物检测结果 |
| 3.2.2 地下水氯代烃污染源分布 |
| 3.2.3 地下水氯代烃污染源污染贡献率 |
| 3.3 地下水氯代烃污染分布规律与污染途径 |
| 3.3.1 地下水氯代烃污染物空间分布规律 |
| 3.3.2 地下水氯代烃污染途径 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 地下水系统氯代烃迁移机制模拟研究 |
| 4.1 地下水流模拟 |
| 4.1.1 水文地质条件概化 |
| 4.1.2 数学模型 |
| 4.1.3 数值模型结构 |
| 4.1.4 水流模型校验 |
| 4.2 地下水氯代烃污染物运移模型 |
| 4.2.1 溶质运移数学模型 |
| 4.2.2 模型参数 |
| 4.2.3 溶质运移模型运算及验证 |
| 4.3 地下水系统氯代烃污染趋势预测 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 地下水系统氯代烃污染控制研究 |
| 5.1 地下水氯代烃污染控制方法概述 |
| 5.2 天然条件下地下水氯代烃污染物运移结果 |
| 5.2.1 研究场地概况 |
| 5.2.2 研究场地水文地质参数 |
| 5.2.3 天然条件下地下水氯代烃污染物迁移模拟 |
| 5.3 地下水氯代烃污染抽水井控制 |
| 5.3.1 抽水井污染控制基本原理 |
| 5.3.2 抽水井布设方案 |
| 5.3.3 抽水井污染控制效果 |
| 5.4 地下水氯代烃污染抽注联合控制 |
| 5.4.1 抽注联合污染控制基本原理 |
| 5.4.2 抽注联合污染控制水井布设方案 |
| 5.4.3 抽注联合污染控制优化效果分析 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录 |
（10）富水隧道施工期地下水运移特征模拟及水环境效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 隧道涌(突)水背景 |
| 1.1.2 富水隧道安全及生态环境影响 |
| 1.1.3 本文研究的重要意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国外研究现状 |
| 1.2.2 国内研究现状 |
| 1.3 本文的研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究的主要内容及方法 |
| 1.3.2 研究关键技术路线 |
| 1.4 研究区概况 |
| 1.4.1 工程概况 |
| 1.4.2 自然地理概况 |
| 1.4.3 工程地质条件 |
| 1.4.4 水文地质条件 |
| 1.4.5 水化学特征 |
| 2 渗流规律及涌水量计算 |
| 2.1 地下水赋存形式 |
| 2.2 地下水渗流规律 |
| 2.2.1 达西定律 |
| 2.2.2 渗流的连续性方程 |
| 2.2.3 承压水运动的基本微分方程 |
| 2.3 隧道涌水量计算 |
| 2.3.1 隧道涌水量的计算方法 |
| 2.3.2 施作注浆圈和衬砌的隧道涌水量计算公式推导 |
| 2.3.3 仅施作衬砌的隧道涌水量公式推导 |
| 2.3.4 未施作注浆圈和衬砌的隧道涌水量公式推导 |
| 2.3.5 涌水量实例计算及验证 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 富水隧道不同排放模式下的渗流场特征模拟 |
| 3.1 渗流场模拟的方法 |
| 3.2 三维渗流场模型的构建 |
| 3.2.1 模型构建的步骤 |
| 3.2.2 木寨岭隧道地质概况及水文地质条件 |
| 3.2.3 建立隧址区水文地质概念模型 |
| 3.2.4 三维渗流场模型创建 |
| 3.2.5 无隧道天然状态下渗流场模拟 |
| 3.3 模拟结果分析 |
| 3.3.1 排水模式下渗流场模拟预测 |
| 3.3.2 封堵模式下的渗流场模拟预测 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 地下水渗流场作用下的隧道衬砌水压力分析 |
| 4.1 Flac3D数值模拟方法 |
| 4.1.1 软件概述 |
| 4.1.2 数值计算原理 |
| 4.2 木寨岭隧道分析计算模型构建 |
| 4.2.1 建立分析计算模型 |
| 4.2.2 参数设定及选取 |
| 4.2.3 模拟方案设计 |
| 4.3 模拟结果分析 |
| 4.3.1 开挖前自然流场下的水压力数值模拟分析 |
| 4.3.2 无衬砌注浆的隧道围岩流场水压力模拟计算分析 |
| 4.3.3 完整隧道流场水压力影响因素分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 隧道典型施工污染物的地下水迁移特征模拟 |
| 5.1 构建隧道地下水运动数值模型 |
| 5.1.1 木寨岭隧道水文地质概念模型构建 |
| 5.1.2 地下水流数学模型离散及参数确定 |
| 5.2 建立地下水污染物迁移模型 |
| 5.3 石油类污染物模拟结果分析 |
| 5.3.1 施工期7 年内石油类污染物迁移特征分析 |
| 5.3.2 运营期23 年内石油类污染物迁移特征分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 隧道工程施工期地下水环境负效应评价 |
| 6.1 环境效应 |
| 6.1.1 环境效应的定义及分类 |
| 6.1.2 隧道工程地下水环境负效应 |
| 6.2 指标体系的构建 |
| 6.2.1 指标体系分类 |
| 6.2.2 指标体系构建方法 |
| 6.2.3 隧道地下水环境负效应指标体系的构建 |
| 6.2.4 评价结果等级划分 |
| 6.2.5 指标权重确定 |
| 6.3 木寨岭隧道施工期地下水环境负效应评价 |
| 6.3.1 评价方法 |
| 6.3.2 模糊综合评价模型构建 |
| 6.3.3 指标量化及预处理 |
| 6.3.4 负效应评价及结果分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
四、地下水中污染物迁移数学模型模拟实验研究方法及建模技术初探（论文参考文献）
- [1]地下水污染物在高度非均质介质中的迁移过程:机理与数值模拟综述[J]. 郭芷琳,马瑞,张勇,郑春苗. 中国科学:地球科学, 2021(11)
- [2]生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究[D]. 张兆鑫. 西安理工大学, 2021
- [3]层状非均质多孔介质中水盐热运移特征模拟研究[D]. 邹小童. 大连理工大学, 2021
- [4]AS过程中非均质地层界面气流迁移机制及对修复效果影响研究[D]. 姚猛. 吉林大学, 2021(01)
- [5]裂隙岩体中重质有机污染物运移过程的电阻率成像[D]. 李培华. 桂林理工大学, 2021(01)
- [6]考虑温度影响的非饱和土中污染物迁移模型解析解[D]. 郭诗洁. 北京交通大学, 2021
- [7]关中富营养化涝池沉积物中Fe、S赋存及释放规律研究[D]. 柳宁. 西安科技大学, 2021
- [8]基于实验和数学模型的生物滞留设施中典型污染物的迁移累积规律研究[D]. 付宏焱. 北京建筑大学, 2021
- [9]某市东部城区地下水系统氯代烃迁移机制与污染控制研究[D]. 张帅吉. 济南大学, 2021
- [10]富水隧道施工期地下水运移特征模拟及水环境效应[D]. 张洪伟. 兰州交通大学, 2021(01)