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地下水特性范文第1篇

關(guān)鍵詞：地下水；砷釋放；水化學(xué)特征；水文地球化學(xué)；富砷機(jī)理；砷形態(tài)；還原性溶解；解吸附

中圖分類號(hào)：P641 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

0引言

高砷地下水是一個(gè)世界性的環(huán)境問(wèn)題，全球數(shù)億人面臨著高砷地下水的威脅[1]。慢性砷中毒是飲用高砷地下水導(dǎo)致的主要地方病。中國(guó)是受慢性砷中毒危害最為嚴(yán)重的國(guó)家之一[2]。高砷地下水主要分布在內(nèi)蒙古、新疆、山西、吉林、江蘇、安徽、山東、河南、湖南、云南、貴州、臺(tái)灣等?。ㄗ灾螀^(qū)）的40個(gè)縣（旗、市）。暴露在砷質(zhì)量濃度等于或超過(guò)50 μg·L-1飲用水中的人口為560×104，暴露在砷質(zhì)量濃度等于或超過(guò)10 μg·L-1飲用水中的人口為1 466×104[3]。據(jù)調(diào)查，在內(nèi)蒙古高砷暴露區(qū)飲水型地方性砷中毒患病率高達(dá)15.54%[45]。因此，地下水中砷異常以及由此產(chǎn)生的環(huán)境問(wèn)題已引起各國(guó)政府和公眾的高度關(guān)注。

疾病防控部門(mén)經(jīng)過(guò)兩輪飲水型地方性砷中毒調(diào)查（包括2002～2004年飲水型地方性砷病區(qū)和高砷區(qū)水砷篩查和2010年飲水型地方性砷中毒監(jiān)測(cè)），基本掌握了中國(guó)范圍內(nèi)飲水型地方性砷中毒的分布和高砷地下水中砷質(zhì)量濃度范圍。近幾年，國(guó)土資源部也相繼開(kāi)展了北方平原盆地地下水資源及環(huán)境問(wèn)題調(diào)查評(píng)價(jià)、中國(guó)第二輪水資源評(píng)價(jià)、地下水污染調(diào)查評(píng)價(jià)以及嚴(yán)重缺水區(qū)和地方病區(qū)地下水勘查與供水安全示范等方面的調(diào)查研究工作，對(duì)主要高砷區(qū)水文地質(zhì)條件、地下水化學(xué)特征等有了進(jìn)一步認(rèn)識(shí)。筆者選擇以河套盆地、呼和浩特盆地、大同盆地、銀川盆地為代表的干旱內(nèi)陸盆地和以江漢平原、珠江三角洲為代表的濕潤(rùn)河流三角洲為研究對(duì)象，主要介紹了中國(guó)不同地區(qū)高砷地下水的常量組分、氧化還原敏感組分特征，分析了其地下水的水文地球化學(xué)過(guò)程，探討了不同區(qū)域高砷地下水形成機(jī)理的差異。

1中國(guó)高砷地下水的分布

在中國(guó)大陸地區(qū)，高砷地下水主要分布在干旱內(nèi)陸盆地和河流三角洲（圖1，其中ρ（·）為離子或元素質(zhì)量濃度）。內(nèi)陸干旱盆地主要包括新疆準(zhǔn)噶爾盆地、山西大同盆地、內(nèi)蒙古呼和浩特盆地和河套盆地、吉林松嫩盆地、寧夏銀川盆地等。河流三角洲主要包括珠江三角洲、長(zhǎng)江三角洲、江漢平原等。

1.1干旱內(nèi)陸盆地

1.1.1新疆準(zhǔn)噶爾盆地

1980年，中國(guó)大陸第一起大面積地方性砷中毒在新疆奎屯地區(qū)被發(fā)現(xiàn)，在20世紀(jì)60年代當(dāng)?shù)厝碎_(kāi)始打井開(kāi)采并飲用地下水，從而引發(fā)砷中毒。王連方等在1983年報(bào)道這種飲用地下水中砷質(zhì)量濃度達(dá)850 μg·L-1[6]。在天山以北、準(zhǔn)噶爾盆地南部的奎屯123團(tuán)地下水砷污染嚴(yán)重，自流井水中砷質(zhì)量濃度為70～830 μg·L-1[7]。相比之下，淺層地下水（或地表水）中砷質(zhì)量濃度較低（從小于10 μg·L-1到68 μg·L-1），這些水源是20世紀(jì)60年代以前居民的飲用水。19世紀(jì)60年代居民飲用自流的高砷地下水后，產(chǎn)生了慢性砷中毒[8]。在北疆地區(qū)，高砷水點(diǎn)分布以準(zhǔn)噶爾盆地西南緣最為集中，西起艾比湖，東到瑪納斯河?xùn)|岸的莫索灣[9]。到目前為止，盡管對(duì)地下水中砷質(zhì)量濃度、土壤砷分布及健康效應(yīng)等開(kāi)展了大量的調(diào)查和研究，但是這些高砷地下水形成的水文地質(zhì)條件、水文地球化學(xué)環(huán)境和過(guò)程卻缺乏足夠的認(rèn)識(shí)。

1.1.2山西大同盆地

山西大同盆地首例地方性砷中毒患者在19世紀(jì)90年代早期被發(fā)現(xiàn)。該病的流行發(fā)生在19世紀(jì)80年代中期居民把飲用水源從10 m以內(nèi)的大口井轉(zhuǎn)變?yōu)?0～40 m的壓把井之后的5～10年間。1998年，王敬華等研究表明，地下水中砷質(zhì)量濃度為20～1 300 μg·L-1[10]。近期調(diào)查顯示，所測(cè)試的3 083口井中544%超出了50 μg·L-1[11]。高砷地下水的pH值較高，一般為71～87，PO3-4質(zhì)量濃度達(dá)127 mg·L-1，而SO2-4質(zhì)量濃度較低（一般低于20 mg·L-1）[1214]。高砷地下水主要賦存于沖積湖積沉積物中，其有機(jī)碳含量（質(zhì)量分?jǐn)?shù)，下同）相對(duì)較高，可達(dá)1.0%[15]。As（Ⅲ）是地下水中砷的主要形態(tài)，占總砷的55%～66%[12]?；谕凰匮芯?，Xie等認(rèn)為地下水中的砷主要來(lái)自于恒山變質(zhì)巖的風(fēng)化作用[16]。灌溉水的入滲和徑流沖洗是控制地下水系統(tǒng)中砷釋放的重要過(guò)程[17]。

1.1.3內(nèi)蒙古呼和浩特盆地和河套盆地

在內(nèi)蒙古地區(qū)，砷質(zhì)量濃度大于50 μg·L-1的地下水主要存在于克什克騰旗、河套盆地和土默特盆地（呼包盆地）[1819]。砷影響區(qū)面積達(dá)到3 000 km2，超過(guò)10×105位居民受到威脅。超過(guò)40×104位居民飲用砷質(zhì)量濃度大于50 μg·L-1的地下水，在776個(gè)村莊中有3 000位確診的地方性砷中毒患者[4]。馬恒之等調(diào)查研究表明，內(nèi)蒙古地方性砷中毒的臨床癥狀包括肺癌、皮膚癌、膀胱癌、過(guò)度角質(zhì)化、色素異常等[20]?？耸部蓑v地區(qū)的高砷地下水主要由毒砂礦的開(kāi)采造成的，而河套盆地和土默特盆地（呼包盆地）高砷水主要是由地質(zhì)成因引起的，主要存在于晚更新世—全新世沖湖積含水層中[2023]。

在呼和浩特盆地，主要受還原環(huán)境的影響，地下水中砷質(zhì)量濃度高達(dá)1 500 μg·L-1，60%～90%的砷以As（Ⅲ）形式存在[22，24]。在盆地的低洼處，情況更糟。在一些大口井中，地下水中砷質(zhì)量濃度也較高（達(dá)到560 μg·L-1）。由于蒸發(fā)濃縮作用的影響，淺層地下水中鹽分和F-質(zhì)量濃度均較高，盡管F-和砷質(zhì)量濃度之間并不具有相關(guān)性[22]。

在河套平原，淺層地下水中砷質(zhì)量濃度為11～969 μg·L-1，90%以上的砷以As（Ⅲ）形式存在[21]。Guo等提出高砷地下水主要在還原環(huán)境下形成[2，21，25]。相反，Zhang等認(rèn)為地下水中的砷主要受狼山山前采礦活動(dòng)的影響，砷從采礦區(qū)遷移至地下水流動(dòng)系統(tǒng)的下游[26]。Guo 等發(fā)現(xiàn)，高砷地下水主要存在于淺層沖湖積含水層中，地下水中的砷主要來(lái)源于含水層沉積物中的交換態(tài)砷和鐵/錳結(jié)合態(tài)砷[2]。這一點(diǎn)被室內(nèi)原狀沉積物微生物培養(yǎng)試驗(yàn)研究所證實(shí)[27]。在高砷地下水中，砷主要與細(xì)顆粒的有機(jī)膠體結(jié)合，而與含F(xiàn)e膠體無(wú)關(guān)，意味著有機(jī)膠體對(duì)地下水中砷分布的控制作用[28]。此外，水文地質(zhì)和生物地球化學(xué)對(duì)砷活化的制約作用顯著，在灌渠和排水干渠附近存在低砷地下水[23]。淺層地下水中砷的分布非常不均勻，無(wú)論是在平面上，還是在垂向上，地下水中砷質(zhì)量濃度差異很大[29]。這種差異導(dǎo)致局部地段地下水中砷質(zhì)量濃度的動(dòng)態(tài)變化[30]。

1.1.4吉林松嫩平原

2002年在松嫩平原的西南部發(fā)現(xiàn)砷中毒新病區(qū)。砷中毒主要分布在通榆縣和洮南市，當(dāng)?shù)鼐用翊蠖嘁詽撍鳛轱嬎矗糠诛嬘贸袎核甗31]。地下水水化學(xué)特征具有明顯的水平分帶性和垂直分帶性[32]。在垂向上，砷主要富集在深度小于20 m的潛水和深度在20～100 m的白土山組淺層承壓水中。在水平方向上，地下水中砷質(zhì)量濃度為10～50 μg·L-1的潛水主要分布在山前傾斜平原的扇前洼地及與霍林河接壤的沖湖積平原內(nèi)。砷質(zhì)量濃度大于100 μg·L-1的高砷水主要分布在新興鄉(xiāng)、四井子鄉(xiāng)沿霍林河河道區(qū)域[33]。在重點(diǎn)砷中毒疑似病區(qū)的調(diào)查發(fā)現(xiàn)，地下水中砷的超標(biāo)率為4665%，砷質(zhì)量濃度為50～360 μg·L-1，均值為96 μg·L-1[34]。在地形極為平緩的低平原區(qū)，含水層以湖積相沉積的粉細(xì)砂為主，各含水層之間有黏土、亞黏土隔水層，地下水徑流不暢，水位埋深變淺，導(dǎo)致地下水中砷和氟的富集[33]。

1.1.5寧夏銀川盆地

寧夏銀川盆地于1995年發(fā)現(xiàn)有地方性砷中毒病區(qū)和砷中毒病人[35]。地下水中砷質(zhì)量濃度為20～200 μg·L-1[3536]。高砷地下水主要分布在銀川平原北部沿賀蘭山東麓的黃河沖積平原與山前洪積扇地帶[36]，呈2個(gè)條帶分布于沖湖積平原區(qū)：西側(cè)條帶位于山前沖洪積平原前緣的湖積平原區(qū)，在全新世早期為古黃河河道；東側(cè)條帶靠近黃河的沖湖積平原區(qū)，在全新世晚期為黃河故道，平行于黃河分布。在垂向上，地下水中砷質(zhì)量濃度隨深度增加而降低，高砷地下水一般賦存于10～40 m 的潛水含水層（砷質(zhì)量濃度從小于10 μg·L-1到177 μg·L-1）；第一、二承壓水大部分地區(qū)未檢出砷或檢出砷質(zhì)量濃度低于10 μg·L-1[3738]。高砷地下水呈中性—弱堿性，為HCO3NaCa、ClHCO3Na、ClHCO3NaCa型水，氧化還原電位較低[3940]。特殊的古地理環(huán)境特征、地下水徑流條件、氧化還原環(huán)境等被認(rèn)為是地下水中砷富集的重要因素[41]。地下水中砷質(zhì)量濃度隨水位改變呈現(xiàn)出動(dòng)態(tài)變化特征[38]。

1.2河流三角洲

1.2.1珠江三角洲

珠江三角洲也存在高砷地下水。地下水中砷質(zhì)量濃度為2.8～161 μg·L-1[4243]。地下水處于還原環(huán)境，且呈中性或弱堿性。該地區(qū)高砷地下水的顯著特點(diǎn)是，NH+4和有機(jī)質(zhì)質(zhì)量濃度高（分別為390、36 mg·L-1）[44]，而NO-3和NO-2質(zhì)量濃度低[43]。鹽分含量對(duì)砷的富集并無(wú)顯著影響。黃冠星等認(rèn)為，地下水中砷的主要來(lái)源為含水介質(zhì)中原生砷的釋放以及地表灌溉污水的入滲補(bǔ)給[42]，而Wang 等認(rèn)為沉積物中有機(jī)物的礦化以及Fe羥基氧化物的還原性溶解是地下水中砷富集的主要過(guò)程[43]。

1.2.2長(zhǎng)江三角洲

長(zhǎng)江三角洲高砷地下水也普遍存在。20世紀(jì)70年代以來(lái)相繼發(fā)現(xiàn)長(zhǎng)江三角洲南部南通—上海段第一承壓水中砷質(zhì)量濃度（大于50 μg·L-1）嚴(yán)重超過(guò)國(guó)家飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)[45]。這一帶地下水的還原性相對(duì)較強(qiáng)。高砷地下水中Fe2+質(zhì)量濃度普遍較高，多數(shù)大于10 mg·L-1[4546]。地下水中砷質(zhì)量濃度高時(shí)，相應(yīng)Fe2+質(zhì)量濃度也較高。長(zhǎng)江三角洲南部地下水中砷質(zhì)量濃度高的主要原因是，在還原環(huán)境中，AsO3-4還原為AsO3-3，而且與砷酸鹽相結(jié)合的高價(jià)鐵還原成比較容易溶解的低價(jià)鐵形式[47]。于平勝研究表明，在長(zhǎng)江南京段，沿岸5 km內(nèi)地下水中砷質(zhì)量濃度普遍高于遠(yuǎn)離長(zhǎng)江的地下水[48]。淺層地下水（潛水）中砷質(zhì)量濃度普遍較低（小于40 μg·L-1）。

1.2.3漢江平原

2005年，江漢平原首次發(fā)現(xiàn)高砷水源和首例地方性砷中毒病例[49]。其中，仙桃市和洪湖市是江漢平原砷中毒最為嚴(yán)重的地區(qū)。調(diào)查表明，仙桃市848口井中有115口井砷質(zhì)量濃度超過(guò)50 μg·L-1[4950]，地下水中砷質(zhì)量濃度最高達(dá)2 010 μg·L-1。該區(qū)屬于亞熱帶季風(fēng)氣候，降雨量充沛，地下水埋深淺，地下水以HCO3CaMg型為主。相對(duì)于內(nèi)陸干旱盆地，地下水溶解性總固體（TDS）較低（0.5～1 g·L-1）。

2不同區(qū)域高砷地下水化學(xué)特征

以大同盆地、河套盆地、呼和浩特盆地、銀川盆地為代表的內(nèi)陸干旱盆地地下水和以珠江三角洲、江漢平原為代表的河流三角洲地下水中砷質(zhì)量濃度較高，現(xiàn)以這些地區(qū)為例，簡(jiǎn)要總結(jié)中國(guó)高砷地下水的水化學(xué)特征。其中，大同盆地的數(shù)據(jù)引自文獻(xiàn)[12]～[14]；河套盆地的數(shù)據(jù)引自文獻(xiàn)[14]、[23]；呼和浩特盆地的數(shù)據(jù)引自文獻(xiàn)[22]；銀川盆地的數(shù)據(jù)為筆者2012 年的調(diào)查結(jié)果；珠江三角洲的數(shù)據(jù)引自文獻(xiàn)[43]；江漢平原的數(shù)據(jù)引自文獻(xiàn)[51]。

2.1常量組分

高砷地下水中常量組分質(zhì)量濃度分布范圍廣。從江漢平原大同盆地銀川盆地呼和浩特盆地河套盆地珠江三角洲，地下水中Na+和Cl-質(zhì)量濃度逐漸升高[圖2（a）]。在江漢平原，地下水中Na+質(zhì)量濃度明顯大于Cl-；在河套盆地、銀川盆地，Na+與Cl-質(zhì)量濃度近似相等；而在珠江三角洲，Cl-質(zhì)量濃度大于Na+。這些地區(qū)地下水中HCO-3質(zhì)量濃度較為相近，而Ca2+質(zhì)量濃度相差較大[圖2（b）]?？傮w來(lái)說(shuō)，珠江三角洲Ca2+質(zhì)量濃度最高，銀川盆地次之，然后江漢平原、河套盆地和大同盆地均較低，這些地區(qū)TDS值為200～20 000 mg·L-1，江漢平原TDS值最低（平均為427 mg·L-1），其次是大同盆地、銀川盆地和河套盆地，珠江三角洲則最高[圖2（c）、（d）]。除江漢平原外，高砷地下水中Na+質(zhì)量濃度和TDS值具有顯著的正相關(guān)關(guān)系[圖2（c）]；在江漢平原，高砷地下水中HCO-3質(zhì)量濃度與TDS值之間呈顯著的正相關(guān)關(guān)系[圖2（d）]，而其他地區(qū)HCO-3質(zhì)量濃度總體上低于TDS值。

由圖4可知：河套盆地、呼和浩特盆地和大同盆地高砷地下水的Stiff圖比較類似，說(shuō)明其水化學(xué)性質(zhì)比較相近，盡管河套盆地中高砷地下水常量組分質(zhì)量濃度高于呼和浩特盆地和大同盆地；銀川盆地地下水與其他地區(qū)存在顯著區(qū)別，表現(xiàn)為SO2-4和HCO-3是主要陰離子，且質(zhì)量濃度相近，Na+和Ca2+是主要陽(yáng)離子；江漢平原地下水更為特殊，表現(xiàn)為HCO-3是主要陰離子，Ca2+是主要陽(yáng)離子；相比之下，珠江三角洲高砷地下水常量組分質(zhì)量濃度較高，Cl-為主要陰離子，Na+為主要陽(yáng)離子。

2.2氧化還原敏感組分

無(wú)論是干旱內(nèi)陸盆地，還是河流三角洲，高砷地下水總體上處于還原環(huán)境，其氧化還原電位絕大部分小于0 mV[圖5（a）]。其中，河套盆地高砷地下水氧化還原電位最低，其次是呼和浩特盆地、大同盆地和銀川盆地。相應(yīng)地，地下水中的溶解性有機(jī)碳（DOC）質(zhì)量濃度較高，大部分為5～20 mg·L-1[圖5（a）]。其中，河套盆地高砷地下水中DOC質(zhì)量濃度最高，平均達(dá)到12.0 mg·L-1；其次是呼和浩特盆地（平均為8.3 mg·L-1）、銀川盆地（平均為6.0 mg·L-1）和大同盆地（平均為5.0 mg·L-1）。此外，珠江三角洲地下水中DOC質(zhì)量濃度與呼和浩特盆地相當(dāng)，平均為8.7 mg·L-1；江漢平原地下水中DOC質(zhì)量濃度與銀川盆地相當(dāng)，平均為62 mg·L-1。總體而言，高砷地下水中DOC質(zhì)量濃度與氧化還原電位呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，DOC質(zhì)量濃度越高，氧化還原電位越低。這表明，溶解性有機(jī)碳質(zhì)量濃度是促進(jìn)地下水中還原環(huán)境形成的主要因素。

在還原環(huán)境中，高砷地下水中SO2-4和NO-3質(zhì)量濃度較低[圖5（b）]。其中，江漢平原SO2-4質(zhì)量濃度最低，平均為2.5 mg·L-1；河套盆地NO-3質(zhì)量濃度最低，平均為2.3 mg·L-1。這表明江漢平原地下水中SO2-4來(lái)源有限。盡管銀川平原NO-3質(zhì)量濃度與江漢平原相當(dāng)（平均為4.5 mg·L-1），但是其SO2-4質(zhì)量濃度（平均為277 mg·L-1）遠(yuǎn)高于江漢平原。河套盆地SO2-4質(zhì)量濃度最高，平均達(dá)230 mg·L-1。相對(duì)于河套盆地和銀川盆地，大同盆地和呼和浩特盆地NO-3質(zhì)量濃度（平均分別為12.5、9.2 mg·L-1）較高，而SO2-4較低（分別為61.5、65.8 mg·L-1）。低質(zhì)量濃度的NO-3和SO2-4意味著高砷地下水中發(fā)生了脫硫酸作用和反硝化作用。

3.2蒸發(fā)濃縮作用

除了風(fēng)化作用外，蒸發(fā)濃縮作用也影響高砷地下水的化學(xué)特征（特別是在干旱—半干旱的內(nèi)陸盆地）。這里采用Gibbs圖來(lái)說(shuō)明蒸發(fā)濃縮作用對(duì)地下水化學(xué)成分的影響[5556]。圖7表明：江漢平原主要受巖石風(fēng)化作用影響，這與上述分析一致；其他地區(qū)除了受風(fēng)化作用影響外，還受到蒸發(fā)濃縮作用的控制。其中，河套盆地受蒸發(fā)濃縮作用影響最大，其次是呼和浩特盆地、大同盆地和銀川盆地。高砷地下水中Cl-和砷質(zhì)量濃度之間的相關(guān)性并不顯著，這種關(guān)系表明地下水中砷質(zhì)量濃度受蒸發(fā)濃度作用的影響有限。

3.3陽(yáng)離子交換吸附作用

3.4還原作用

氧化還原條件對(duì)地下水中砷的富集起著至關(guān)重要的作用。從圖9（a）可以看出，砷質(zhì)量濃度大于50 μg·L-1的地下水主要位于氧化還原電位小于-50 mV的區(qū)域。地下水中氧化還原電位越低，砷質(zhì)量濃度相應(yīng)越高。相對(duì)于大同盆地、河套盆地和呼和浩特盆地，銀川盆地地下水中氧化還原電位較高，相應(yīng)地砷質(zhì)量濃度較低（平均為28.0 μg·L-1）。因此，還原條件有利于含水層中砷的釋放[5859]。

在還原環(huán)境中，鐵/錳氧化物礦物的還原性溶解被認(rèn)為是地下水中砷富集的主要原因[4，5960]。在含水介質(zhì)中，鐵/錳氧化物礦物對(duì)砷的吸附起主要作用[61]，被認(rèn)為是地下水系統(tǒng)中砷的主要載體[62]。在還原環(huán)境中，這種富砷的礦物可被還原為溶解態(tài)組分，進(jìn)入地下水中；與此同時(shí)，礦物上吸附的砷也被釋放出來(lái)，并在一定條件下在地下水中積累。然而，地下水中砷與鐵質(zhì)量濃度之間的相關(guān)性并不顯著[圖5（d）]。在江漢平原，地下水中鐵/錳質(zhì)量濃度相對(duì)高，砷質(zhì)量濃度也較高；在大同盆地、河套盆地和呼和浩特盆地，地下水中鐵/錳質(zhì)量濃度低，但砷質(zhì)量濃度較高[圖9（b）]。因此，地下水中砷質(zhì)量濃度不受鐵/錳質(zhì)量濃度的限制。高砷地下水中，鐵/錳質(zhì)量濃度既可能高，也可能低[63]。造成這種現(xiàn)象的原因可能包括以下幾點(diǎn)。

（1）As（V）的還原性解吸附是地下水中砷釋放的主要原因。在還原環(huán)境中，被吸附的As（V）直接被還原為As（Ⅲ），由于在鐵/錳氧化物表面，As（Ⅲ）的附著能力比As（V）低，所以As（V）被還原為As（Ⅲ）后被釋放出來(lái)[64]。在此過(guò)程中，沒(méi)有涉及鐵/錳的還原，鐵/錳并沒(méi)有釋放出來(lái)，因此地下水中鐵/錳質(zhì)量濃度并不高。

（2）在還原性溶解中產(chǎn)生的Fe（Ⅱ）重新被吸附到沉積物的表面。羥基氧化鐵對(duì)Fe（Ⅱ）具有很強(qiáng)的親和力，可大量吸附Fe（Ⅱ）[6566]。

（3）由于地下水相對(duì)于黃鐵礦和菱鐵礦過(guò)飽和，還原性地下水中Fe（Ⅱ）以黃鐵礦和菱鐵礦的形式沉淀，所以被從地下水中去除[63，6768]。盡管部分砷可與黃鐵礦共沉淀[69]，或被菱鐵礦吸附[70]，但是還原性溶解所釋放的砷遠(yuǎn)多于被黃鐵礦/菱鐵礦去除的砷。

（4）在pH值較高的情況下，鐵/錳氧化物吸附態(tài)砷進(jìn)行解吸附。由于在pH值較高時(shí)，礦物對(duì)As（V）的吸附能力較低[71]，這種解吸附主要以As（V）為主。

高砷地下水存在于SO2-4和NO-3質(zhì)量濃度均較低的江漢平原，也存在于SO2-4和NO-3質(zhì)量濃度均較高的銀川盆地、河套盆地和呼和浩特盆地[圖9（c）]；并且，高砷地下水中發(fā)生了脫硫酸作用和反硝化作用。在較強(qiáng)還原條件的河套盆地和呼和浩特盆地，鐵、錳質(zhì)量濃度較低的原因可能與SO2-4質(zhì)量濃度有關(guān)。由于鐵的硫化物礦物溶解度低，還原環(huán)境中較高質(zhì)量濃度SO2-4還原產(chǎn)生的S2-限制了鐵、錳在地下水中的積累。因此，在河套盆地和呼和浩特盆地，黃鐵礦沉淀可能是控制地下水中鐵、砷質(zhì)量濃度的一個(gè)重要過(guò)程。這一結(jié)果與河套盆地地下水中Fe同位素研究和化學(xué)特性時(shí)空演化研究結(jié)果一致[63，68]。相比之下，在江漢平原，低質(zhì)量濃度SO2-4還原產(chǎn)生的S2-比較有限，不能有效控制鐵在地下水中的積累，因此鐵/錳氧化物礦物的還原性溶解和Fe（Ⅱ）的再吸附可能是地下水中的主要水文地球化學(xué)過(guò)程，盡管確切證據(jù)需要來(lái)自于含水層沉積物中Fe形態(tài)的結(jié)果。此外，在大同盆地、河套盆地和呼和浩特盆地，地下水中pH值較高，因此在堿性條件下吸附態(tài)砷的解吸附也是一個(gè)重要的富砷過(guò)程。

4結(jié)語(yǔ)

（1）中國(guó)高砷地下水既存在于干旱內(nèi)陸盆地，也存在于濕潤(rùn)的河流三角洲。盡管這2類地區(qū)地下水中砷質(zhì)量濃度均較高，但是地下水化學(xué)特點(diǎn)卻存在顯著差異。在干旱內(nèi)陸盆地，高砷地下水的pH值較高，呈弱堿性；而濕潤(rùn)河流三角洲地下水的pH值為中性。江漢平原的高砷地下水以HCO3Ca型為主；大同盆地、河套盆地和銀川盆地高砷地下水主要為HCO3Na型；而珠江三角洲高砷地下水為ClNa型。高砷地下水中氧化還原電位低，處于還原環(huán)境?？傮w上，SO2-4和NO-3質(zhì)量濃度較低。其中，江漢平原SO2-4質(zhì)量濃度最低，河套盆地NO-3質(zhì)量濃度最低。此外，鐵與砷之間的相關(guān)性并不顯著。在珠江三角洲，鐵、錳質(zhì)量濃度最高，但砷質(zhì)量濃度相對(duì)較低；而大同盆地高砷地下水中鐵、錳質(zhì)量濃度最低，但砷質(zhì)量濃度相對(duì)較高。

（2）在高砷地下水系統(tǒng)中發(fā)生了不同程度的風(fēng)化作用、陽(yáng)離子交換吸附作用和還原作用。河套盆地、大同盆地、呼和浩特盆地和銀川盆地地下水均位于全球平均硅酸鹽風(fēng)化區(qū)；江漢平原地下水位于全球平均碳酸巖風(fēng)化區(qū)附近；而珠江三角洲地下水位于蒸發(fā)巖風(fēng)化區(qū)附近。相對(duì)而言，河套盆地和呼和浩特盆地地下水中陽(yáng)離子交換吸附程度高，而銀川盆地和江漢平原陽(yáng)離子交換吸附程度較低。高砷地下水中發(fā)生了反硝化作用、脫硫酸作用以及鐵、錳氧化物還原過(guò)程。在較強(qiáng)還原條件的河套盆地和呼和浩特盆地，鐵、錳質(zhì)量濃度較低的原因可能與SO2-4質(zhì)量濃度有關(guān)。還原環(huán)境中較高質(zhì)量濃度SO2-4還原產(chǎn)生的S2-限制了鐵、錳在地下水中的積累。在河套盆地和呼和浩特盆地，黃鐵礦沉淀可能是控制地下水中鐵、砷質(zhì)量濃度的一個(gè)重要過(guò)程。在江漢平原，鐵/錳氧化物礦物的還原性溶解和Fe（Ⅱ）的再吸附是地下水中主要的水文地球化學(xué)過(guò)程。此外，在地下水pH值較高的干旱內(nèi)陸盆地，吸附態(tài)砷的解吸附也是一個(gè)重要的富砷過(guò)程。

參考文獻(xiàn)：

[1]BALARAMA KRISHNA M V，CHANDRASEKARAN K，KARUNASAGAR D，et al.A Combined Treatment Approach Using Fentons Reagent and Zero Valent Iron for the Removal of Arsenic from Drinking Water[J].Journal of Hazardous Materials，2001，84（2/3）：229240.

[2]GUO H M，YANG S Z，TANG X H，et al.Groundwater Geochemistry and Its Implications for Arsenic Mobilization in Shallow Aquifers of the Hetao Basin，Inner Mongolia[J].Science of the Total Environment，2008，393（1）：131144.

[3]孫貴范.我國(guó)地方性砷中毒研究進(jìn)展[J].環(huán)境與健康雜志，2009，26（12）：10351036.

[4]金銀龍，梁超軻，何公理，等.中國(guó)地方性砷中毒分布調(diào)查[J].衛(wèi)生研究，2003，32（6）：519540.

[5]SUN G F.Arsenic Contamination and Arsenicosis in China[J].Toxicology and Applied Pharmacology，2004，198（3）：268271.

[6]王連方，劉鴻德，徐訓(xùn)風(fēng)，等.新疆奎屯墾區(qū)慢性地方性砷中毒調(diào)查報(bào)告[J].中國(guó)地方病學(xué)雜志，1983，2（2）：1.

[7]羅艷麗，蔣平安，余艷華，等.土壤及地下水砷污染現(xiàn)狀調(diào)查與評(píng)價(jià)——以新疆奎屯123 團(tuán)為例[J].干旱區(qū)地理，2006，29（5）：705709.

[8]WANG L，HUANG J.Chronic Arsenism from Drinking Water in Some Areas of Xinjiang，China[M]∥NRIAGU J O.Arsenic in the Environment Part Ⅱ：Human Health and Ecosystem Effects.New York：John Wiley and Sons，1994：159172.

[9]王連方，鄭寶山，王生玲，等.新疆水砷及其對(duì)開(kāi)發(fā)建設(shè)的影響[J].地方病通報(bào)，2002，17（1）：2124.

[10]王敬華，趙倫山，吳悅斌.山西山陰、應(yīng)縣一帶砷中毒區(qū)砷的環(huán)境地球化學(xué)研究[J].現(xiàn)代地質(zhì)，1998，12（2）：243248.

[11]王正輝，程曉天，李軍，等.山陰縣飲水砷含量及砷中毒病情調(diào)查[J].中國(guó)地方病防治雜志，2003，18（5）：293295.

[12]GUO H M，WANG Y X，SHPEIZER G M，et al.Natural Occurrence of Arsenic in Shallow Groundwater，Shanyin，Datong Basin，China[J].Journal of Environmental Science and Health Part A，2003，38（11）：25652580.

[13]XIE X J，ELLIS A，WANG Y X，et al.Geochemistry of Redoxsensitive Elements and Sulfur Isotopes in the High Arsenic Groundwater System of Datong Basin，China[J].Science of the Total Environment，2009，407（12）：38233835.

[14]LUO T，HU S，CUI J L，et parison of Arsenic Geochemical Evolution in the Datong Basin （Shanxi） and Hetao Basin （Inner Mongolia），China[J].Applied Geochemistry，2012，27（12）：23152323.

[15]王焰新，郭華明，閻世龍，等.淺層孔隙地下水系統(tǒng)環(huán)境演化及污染敏感性研究：以山西大同盆地為例[M].北京：科學(xué)出版社，2004.

[16]XIE X J，WANG Y X，ELLIS A，et al.The Sources of Geogenic Arsenic in Aquifers at Datong Basin，Northern China：Constraints from Isotopic and Geochemical Data[J].Journal of Geochemical Exploration，2011，110（2）：155166.

[17]XIE X J，WANG Y X，SU C L，et al.Influence of Irrigation Practices on Arsenic Mobilization：Evidence from Isotope Composition and Cl/Br Ratios in Groundwater from Datong Basin，Northern China[J].Journal of Hydrology，2012，424/425：3747.

[18]孫天志.內(nèi)蒙地方性砷中毒病區(qū)砷水平與危害調(diào)查[J].中國(guó)地方病防治雜志，1994，9（1）：38，41.

[19]LUO Z D，ZHANG Y M，MA L，et al.Chronic Arsenicism and Cancer in Inner Mongolia：Consequences of Wellwater Arsenic Levels Greater than 50 μg/L[C]∥ABERNATHY C O，CALDERON R L，CHAPPELL W R.Arsenic Exposure and Health Effects.London：Chapman and Hall，1997：5568.

[20]馬恒之，武克功，夏亞娟，等.內(nèi)蒙古地方性砷中毒流行病學(xué)特征[J].中國(guó)地方病學(xué)雜志，1995，14（1）：3436.

[21]湯潔，林年豐，卞建民，等.內(nèi)蒙河套平原砷中毒病區(qū)砷的環(huán)境地球化學(xué)研究[J].水文地質(zhì)工程地質(zhì)，1996，23（1）：4954.

[22]SMEDLEY P L，ZHANG M，ZHANG G，et al.Mobilisation of Arsenic and Other Trace Elements in Fluviolacustrine Aquifers of the Huhhot Basin，Inner Mongolia[J].Applied Geochemistry，2003，18（9）：14531477.

[23]GUO H M，ZHANG B，LI Y，et al.Hydrogeological and Biogeochemical Constrains of Arsenic Mobilization in Shallow Aquifers from the Hetao Basin，Inner Mongolia[J].Environmental Pollution，2011，159（4）：876883.

[24]王雷，張美云，羅振東.呼和浩特盆地富砷地下水的分布、特征及防治對(duì)策[J].內(nèi)蒙古民族大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2003，18（5）：402404.

[25]李樹(shù)范，李浩基.內(nèi)蒙古河套地區(qū)地方性砷中毒區(qū)地質(zhì)環(huán)境特征與成因探討[J].中國(guó)地質(zhì)災(zāi)害與防治學(xué)報(bào)，1994，5（增）：213219.

[26]ZHANG H，MA D S，HU X X.Arsenic Pollution in Groundwater from Hetao Area，China[J].Environmental Geology，2002，41（6）：638643.

[27]GUO H M，TANG X H，YANG S Z，et al.Effect of Indigenous Bacteria on Geochemical Behavior of Arsenic in Aquifer Sediments from the Hetao Basin，Inner Mongolia：Evidence from Sediment Incubations[J].Applied Geochemistry，2008，23（12）：32673277.

[28]GUO H M，ZHANG B，ZHANG Y.Control of Organic and Iron Colloids on Arsenic Partition and Transport in High Arsenic Groundwaters in the Hetao Basin，Inner Mongolia[J].Applied Geochemistry，2011，26（3）：360370.

[29]GUO H M，ZHANG Y，XING L N，et al.Spatial Variation in Arsenic and Fluoride Concentrations of Shallow Groundwater from the Town of Shahai in the Hetao Basin，Inner Mongolia[J].Applied Geochemistry，2012，27（11）：21872196.

[30] GUO H M，ZHANG Y，JIA Y F，et al.Dynamic Behaviors of Water Levels and Arsenic Concentration in Shallow Groundwater from the Hetao Basin，Inner Mongolia[J].Journal of Geochemical Exploration，2012，doi：10.1016/j.gexplo.2012.06.010.

[31]湯潔，卞建民，李昭陽(yáng)，等.高砷地下水的反向地球化學(xué)模擬：以中國(guó)吉林砷中毒病區(qū)為例[J].中國(guó)地質(zhì)，2010，37（3）：754759.

[32]BIAN J M，TANG J，ZHANG L S，et al.Arsenic Distribution and Geological Factors in the Western Jilin Province，China[J].Journal of Geochemical Exploration，2012，112（1）：347356.

[33]卞建民，湯潔，封靈，等.吉林西部砷中毒區(qū)水文地球化學(xué)特征[J].水文地質(zhì)工程地質(zhì)，2009，36（5）：8083.

[34]盧振明，佟建冬，張秀麗，等.吉林省地方性砷中毒病區(qū)分布[J].中國(guó)地方病防治雜志，2004，19（6）：357358.

[35]胡興中，陳德浪，陳建杰，等.寧夏北部地方性砷中毒流行病學(xué)調(diào)查分析[J].中國(guó)地方病學(xué)雜志，1999，18（1）：2325.

[36]譚衛(wèi)星，馬天波，陳建杰，等.寧夏地方性砷中毒流行分布[J].寧夏醫(yī)學(xué)雜志，2006，28（12）：898900.

[37]張福存，文冬光，郭建強(qiáng)，等.中國(guó)主要地方病區(qū)地質(zhì)環(huán)境研究進(jìn)展與展望[J].中國(guó)地質(zhì)，2010，37（3）：551562.

[38]HAN S B，ZHANG F C，ZHANG H，et al.Spatial and Temporal Patterns of Groundwater Arsenic in Shallow and Deep Groundwater of Yinchuan Plain，China[J].Journal of Geochemical Exploration，2012，doi：10.1016/j.gexplo.2012.11.005.

[39]韓雙寶，張福存，張徽，等.中國(guó)北方高砷地下水分布特征及成因分析[J].中國(guó)地質(zhì)，2010，37（3）：747753.

[40]GUO Q，GUO H M.Geochemistry of High Arsenic Groundwaters in the Yinchuan Basin，P.R.China[J].Procedia Earth and Planetary Science，2013，7：321324.

[41]田春艷，張福存.寧夏銀北平原地下水中砷的分布特征及其富集因素[J].安全與環(huán)境工程，2010，17（2）：2225.

[42]黃冠星，孫繼朝，荊繼紅，等.珠江三角洲典型區(qū)水土中砷的分布[J].中山大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2010，49（1）：131137.

[43]WANG Y，JIAO J J，CHERRY J A.Occurrence and Geochemical Behavior of Arsenic in a Coastal Aquiferaquitard System of the Pearl River Delta，China[J].Science of the Total Environment，2012，427/428：286297.

[44]JIAO J J，WANG Y，CHERRY J A，et al.Abnormally High Ammonium of Natural Origin in a Coastal Aquiferaquitard System in the Pearl River Delta，China[J].Environmental Science and Technology，2010，44（19）：74707475.

[45]陳鎖忠.長(zhǎng)江下游沿岸（南通—上海段）第I承壓水砷超標(biāo)原因分析[J].江蘇地質(zhì)，1998，22 （2）：101106 .

[46]顧俊，鎮(zhèn)銀.南通市區(qū)部分地下水富砷及其成因初探[J].中國(guó)公共衛(wèi)生，1995，11（4）：174.

[47]曾昭華.長(zhǎng)江中下游地區(qū)地下水中化學(xué)元素的背景特征及形成[J].地質(zhì)學(xué)報(bào)，1996，70（3）：262269.

[48]于平勝.長(zhǎng)江南京段沿岸地下水中砷的含量分析[J].江蘇衛(wèi)生保健，1999，1（1）：44.

[49]汪愛(ài)華，趙淑軍.湖北省仙桃市地方性砷中毒病區(qū)水砷調(diào)查與分析[J].中國(guó)熱帶醫(yī)學(xué)，2007，7（8）：14861487.

[50]陳興平，鄧云華，張?jiān)Ｔ?，?湖北南洪村飲水砷含量及砷中毒調(diào)查[J].中國(guó)地方病防治雜志，2007，22（4）：281282.

[51]GAN Y Q，WANG Y X，DUAN Y H，et al.Hydrogeochemistry and Arsenic Contamination of Groundwater in the Jianghan Plain，Central China[J].Applied Geochemistry，2013，38（1）：1023.

[52]GAILLARDET J，DUPRE B，LOUVAT P，et al.Global Silicate Weathering and CO2 Consumption Rates Deduced from the Chemistry of Large Rivers[J].Chemical Geology，1999，159（1/2/3/4）：330.

[53]MUKHERJEE A，SCANLON B R，F(xiàn)RYAR A E，et al.Solute Chemistry and Arsenic Fate in Aquifers Between the Himalayan Foothills and Indian Craton （Including Central Gangetic Plain）：Influence of Geology and Geomorphology[J].Geochimica et Cosmochimica Acta，2012，90：283302.

[54]MUKHERJEE A，BHATTACHARYA P，SHI F，et al.Chemical Evolution in the High Arsenic Groundwater of the Huhhot Basin （Inner Mongolia，PR China） and Its Difference from the Western Bengal Basin （India）[J].Applied Geochemistry，2009，24（10）：18351851.

[55]GIBBS R J.Mechanisms Controlling World Water Chemistry[J].Science，1970，170：10881090.

[56]WANTY R B，VERPLANCK P L，SAN JUAN C A，et al.Geochemistry of Surface Water in Alpine catchments in Central Colorado，USA：Resolving Hostrock Effects at Different Spatial Scales[J].Applied Geochemistry，2009，24（4）：600610.

[57]MCLEAN W，JANKOWSKI J.Groundwater Quality and Sustainability in an Alluvial Aquifer， Australia[M]∥SILILO O.Groundwater，Past Achievements and Future Challenges.Rotterdam：A.A.Balkema，2000：2030.

[58]FENDORF S，MICHAEL H A，VAN GEEN A.Spatial and Temporal Variations of Groundwater Arsenic in South and Southeast Asia[J].Science，2010，328：11231127.

[59]ISLAM F S，GAULT A G，BOOTHMAN C，et al.Role of Metalreducing Bacteria in Arsenic Release from Bengal Delta Sediments[J].Nature，2004，430：6871.

[60]NICKSON R，MCARTHUR J，BURGESS W，et al.Arsenic Poisoning of Bangladesh Groundwater[J].Nature，1998，395：338.

[61]GUO H M，LI Y，ZHAO K.Arsenate Removal from Aqueous Solution Using Synthetic Siderite[J].Journal of Hazardous Materials，2010，176（1/2/3）：174180.

[62]SMEDLEY P L，KINNIBURGH D G.A Review of the Source，Behaviour and Distribution of Arsenic in Natural Waters[J].Applied Geochemistry，2002，17（5）：517568.

[63]GUO H M，LIU C，LU H，et al.Pathways of Coupled Arsenic and Iron Cycling in High Arsenic Groundwater of the Hetao Basin，Inner Mongolia，China：An Iron Isotope Approach[J].Geochimica et Cosmochimica Acta，2013，112：130145.

[64]MOHAN D，PITTMAN C U J.Arsenic Removal from Water/Wastewater Using Adsorbents：A Critical Review[J]. Journal of Hazardous Materials，2007，142（1/2）：153.

[65]VAN GEEN A，ROSE J，THORAL S，et al.Decoupling of As and Fe Release to Bangladesh Groundwater Under Reducing Conditions Part Ⅱ：Evidence from Sediment Incubations[J].Geochimica et Cosmochimica Acta，2004，68（17）：34753486.

[66]HANDLER R M，BEARD B L，JOHNSON C M，et al.Atom Exchange Between Aqueous Fe（Ⅱ） and Goethite：An Fe Isotope Tracer Study[J].Environmental Science and Technology，2009，43（4）：11021107.

[67]KIM K J，PARK S M，KIM J S，et al.Arsenic Concentration in Porewater of an Alkaline Coal Ash Disposal Site：Roles of Siderite Precipitation/Dissolution and Soil Cover[J].Chemosphere，2009，77（2）：222227.

[68]GUO H M，ZHANG Y，JIA Y F，et al.Spatial and Temporal Evolutions of Groundwater Arsenic Approximately Along the Flow Path in the Hetao Basin，Inner Mongolia[J].Chinese Science Bulletin，2013，58（25）：30703079.

[69]LOWERS H A，BREIT G N，F(xiàn)OSTER A L，et al.Arsenic Incorporation into Authigenic Pyrite，Bengal Basin Sediment，Bangladesh[J].Geochimica et Cosmochimica Acta，2007，71（11）：26992717.

地下水特性范文第2篇

【關(guān)鍵詞】JS型防水涂料 JS-Ⅱ型 地下室

1.前言

JS型防水涂料是利用水泥與丙烯酸酯等水乳型聚合物乳液通過(guò)合理配比，復(fù)合而成的雙組分防水涂料。該涂料彌補(bǔ)了水泥基材料柔性不足以及聚合物乳液的再溶脹、防水性差的缺陷。提高了聚合物涂料的拉伸強(qiáng)度（剛性），既有有機(jī)材料高韌高彈性能，又有無(wú)機(jī)材料耐久性好等優(yōu)點(diǎn)，達(dá)到了二者性能上的優(yōu)勢(shì)互補(bǔ)。這類防水材料簡(jiǎn)稱為JS復(fù)合防水涂料，也成聚合物――水泥基復(fù)合防水涂料。涂覆后形成高強(qiáng)堅(jiān)韌的防水涂膜。由于其具有優(yōu)良的產(chǎn)品性能，突出的防水效果，已成為我國(guó)近幾年來(lái)發(fā)展較快的一類防水涂料。

2 JS防水涂料的組成和防水機(jī)理

2.1 JS防水涂料的組成

JS防水涂料為柔性防水材料，雙組份型，包括液料和粉料，液料用丙烯酸酯乳液和乙烯――醋酸乙烯酯乳液，具有無(wú)毒、無(wú)臭、無(wú)大氣污染等優(yōu)點(diǎn)，因其含有大量的極性基團(tuán)，大大提高了涂料對(duì)多種基面的粘結(jié)強(qiáng)度，使其抗拉強(qiáng)度、延伸率，變形適應(yīng)性由顯著增強(qiáng)，而粉料以水泥基材料為主，再加入其它石英粉、滑石粉等填充材料，可明顯增加涂膜不透水性、抗?jié)B性、抗紫外線和耐久性。

2.1.1 成膜材料

JS防水涂料選質(zhì)量好的丙烯酸乳液，其耐高低溫性能好，與水泥混凝土基層的粘結(jié)性優(yōu)異，這對(duì)提高涂膜的防水能力極為有利。

2.1.2 改性助劑

為改善丙烯酸乳液的性能，分別加入了復(fù)合分散劑，以改善系統(tǒng)的分散效果；選用了高效消泡劑，已有效地消除涂料中的氣泡；加入成膜助劑和增塑劑，以提高涂料的在膜性，并改善其柔性。

2.1.3 特種水泥

為保證JS防水涂料在成膜過(guò)程中不收縮開(kāi)裂，成膜后具有足夠的彈性，采用微膨脹水泥或在白水泥中加入適量膨脹劑作填料，他們與水反應(yīng)形成一定數(shù)量的膨脹性結(jié)晶體（鈣礬石），從而提高它的防水耐候性和耐久性。丙烯酸乳液中加入微膨脹水泥特殊填料，是JS彈性水泥防水涂料的一大特點(diǎn)。

2.2 防水涂料的防水機(jī)理

丙烯酸水溶性乳膠和微膨脹水泥混合在一起產(chǎn)生如下物理化學(xué)作用。當(dāng)液料和粉料按其一定比例混合時(shí)，粉料中的水泥與水發(fā)生水化反應(yīng)以及水性乳液交聯(lián)固化而形成高強(qiáng)高韌防水涂膜。其兩者復(fù)合機(jī)理及聚合物膠乳對(duì)水泥材料改性機(jī)理，主要有：當(dāng)聚灰比（聚合物干量與水泥量之比）達(dá)到一定量時(shí)，（通常為1.5―2.0），聚合物微粒完全包裹在水泥凝膠和骨料顆粒表面，并形成完整的柔性鏈膠膜網(wǎng)絡(luò)。

2.2.1水泥吸收乳膠中的水，水化形成具有膨脹性能的水泥凝膠體；丙烯酸乳膠固化形成粘彈性和粘結(jié)性的聚合物性網(wǎng)絡(luò)，貫穿于水泥石骨架的孔縫中，并牢固地結(jié)合在一起，形成優(yōu)良彈性復(fù)合體。

2.2.2 聚合物的柔性鏈起抵抗外界應(yīng)力的主導(dǎo)作用，當(dāng)體系受外界小于某一極限應(yīng)力作用時(shí)，以伸長(zhǎng)而不是斷裂來(lái)抵抗外界的應(yīng)力作用。這樣聚合物膠膜的膠接能力及柔性明顯改善了水泥機(jī)械性能。體系中物理性能表現(xiàn)為延伸率明顯提高，即為柔性材料。

3 JS防水涂料的應(yīng)用范圍及主要技術(shù)指標(biāo)

3.1 JS防水涂料的應(yīng)用范圍

JS防水涂料可在潮濕或干燥的磚石、砂漿、混凝土、金屬、木材、各種保溫層、各種防水層如瀝青、橡膠、SBS、APP、聚氨酯等基面直接施工，因而廣泛適用于屋面、廚衛(wèi)間、地下室、水池、隧道、橋梁、水庫(kù)和其它建筑工程。

3.2 JS防水涂料的主要技術(shù)指標(biāo)

JS防水涂料的主要性能指標(biāo)有固體含量、干燥時(shí)間，拉伸強(qiáng)度等，技術(shù)要求說(shuō)明詳見(jiàn)表2

4. JS-Ⅱ型防水涂料在地下室外墻應(yīng)用特點(diǎn)

JS防水涂料分JSⅠ型和JSⅡ型，JSⅠ型為高彈性防水涂料，用于屋面等溫差變化大防水層；JSⅡ型為低彈性防水涂料，用于廁浴間和地下工程溫差變化較小的防水層。

4.1自身屬于環(huán)保型防水涂料具有良好的彈性和柔性，不會(huì)因地下室混凝土外墻熱脹冷縮而拉裂。

4.2整個(gè)防水層一氣呵成，沒(méi)有接縫，減少了滲漏隱患，提高了防水效果。

4.3可在潮濕基面上施工，不影響防水層與基面的粘結(jié)，施工操作簡(jiǎn)便靈活，不影響工期。

4.4與各種基體粘結(jié)力極強(qiáng)，初期粘結(jié)強(qiáng)度約為普通水泥砂漿的5～10倍。抗凍融性和耐高溫性較好。二次修復(fù)簡(jiǎn)便效果好。地下室土方回填時(shí)，僅粘貼50mm聚乙烯板作保護(hù)層，而不需砌120厚墻作保護(hù)層，降低造價(jià)節(jié)省勞動(dòng)力。

4.5凝固后可在其表面直接進(jìn)行油漆粉刷，也可進(jìn)行瓷磚粘貼。

5 JSⅡ型防水涂料在地下室外墻施工要點(diǎn)

5.1基面處理

5.1.1基面要求必須平整、牢固、干凈、無(wú)明水、無(wú)滲漏，凹凸不平處須先找平。

5.1.2外墻有裂縫處，先用JSⅡ型防水涂料沿裂縫括一層（1.2mm），寬300mm，加無(wú)紡布一道，保證施工質(zhì)量符合要求。

5.1.3滲漏處須先進(jìn)行堵漏處理，陰陰角做成圓孤角。

5.2 配料

5.2.1如需要加水，現(xiàn)在丙烯酸乳液中加水，攪均，再用攪拌器邊攪拌邊加入微膨脹水泥填料，之后充分?jǐn)嚢杈鶆蛑敝亮现胁缓瑘F(tuán)料（攪拌時(shí)間3min左右，最好用機(jī)械攪拌）。配好的涂料應(yīng)在2h內(nèi)用完。

5.2.2 JSⅡ型防水涂料的重量配合比。打底：丙烯酸乳液：微膨脹水泥：水=10：20：10。下層、中層、上層涂料配合比：丙烯酸乳液：微膨脹水泥：水=10：20：0～20。斜面、頂面或立面施工應(yīng)不加或減少加水，平面施工可適當(dāng)增加用水量。

5.2.3氣溫較高，漿體容易發(fā)稠，可適當(dāng)加入丙烯酸乳液，以調(diào)整施工所需的稠度，但不可加水。

5.3 涂覆

用滾子或刷子涂覆，按照打底層―下層―無(wú)紡布―中層―上層的次序逐層完成。各層之間的時(shí)間間隔以前一層涂膜干固不粘為準(zhǔn)?，F(xiàn)場(chǎng)溫度低，濕度大，通風(fēng)差，干固時(shí)間長(zhǎng)些，反之短些，涂膜時(shí)應(yīng)注意以下事項(xiàng)：

5.3.1若涂料有沉淀應(yīng)隨時(shí)攪拌均勻，涂覆要盡量均勻。

5.3.2涂刷完成后應(yīng)認(rèn)真檢查施工的各部位，特別是薄弱環(huán)節(jié)，如變形縫處，管道周圍，陰陽(yáng)角部位等。

5.4養(yǎng)護(hù)

防水層施工完畢12h后，開(kāi)始噴灑霧狀的潔凈水進(jìn)行養(yǎng)護(hù)，每天至少噴霧3次，連續(xù)養(yǎng)護(hù)2～3d。在熱天或比較干燥的天氣要多噴霧幾次。如水分揮發(fā)較快，需在表面覆蓋草簾或濕麻袋片保養(yǎng)，以免造成涂層過(guò)早干燥影響防水層凝固強(qiáng)度。

地下水特性范文第3篇

【關(guān)鍵詞】工程地質(zhì)勘察；水文地質(zhì)；巖土水理性質(zhì)；危害

中圖分類號(hào)：F407.1 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A 文章編號(hào)：

1.前言

工程地質(zhì)勘察必須經(jīng)過(guò)勘察、設(shè)計(jì)才能進(jìn)行施工，勘察首當(dāng)其沖是進(jìn)行設(shè)計(jì)和施工的前提工作，其中勘查工作中關(guān)于水文地質(zhì)的分析極為重要，因?yàn)榈叵滤畬?duì)地質(zhì)構(gòu)造的影響和破壞極其巨大。地下水作為巖土的一部分，極易影響巖土特性的一大關(guān)鍵因素，造成各種水文危害，影響勘察工作和設(shè)計(jì)工作，制約基礎(chǔ)工程建設(shè)質(zhì)量和建筑穩(wěn)定性和耐久性。

2.巖土水理性質(zhì)和巖土工程總體危害

2.1巖土水理性質(zhì)

地下水和巖土相互作用會(huì)形成巖土復(fù)雜的水理性質(zhì)，水理性質(zhì)是巖土一大重要的特性，屬于巖土質(zhì)的一種工程地質(zhì)性質(zhì)。比較強(qiáng)的水理性質(zhì)特征會(huì)減弱巖土的剛度甚至破壞巖土的形態(tài)，一些水理性質(zhì)會(huì)直接影響建設(shè)項(xiàng)目的穩(wěn)定性。巖土水理性質(zhì)主要表現(xiàn)在巖土中水含量差異形成的特性。巖土中的結(jié)合水、重力水和毛細(xì)管水三者的賦存含量差異，會(huì)使巖土表面形成不同的破壞特征。

巖土的軟化性、透水性、崩解性、給水性和脹縮性是五個(gè)主要的水理性質(zhì)[1]。在重力水分可以從下飽水巖土的裂縫、空洞流出，這種特質(zhì)叫做巖土的給水性。地下水侵入巖土體，降低巖土內(nèi)部的力學(xué)強(qiáng)度，增強(qiáng)了土粒的粘性和柔軟度，稱之為軟化性。由于粘性土、泥巖、頁(yè)巖、泥質(zhì)砂巖等易軟化巖層在水的侵蝕下形成柔軟的夾層，減弱土粒間的凝聚力和巖土層的支持力，使巖土難以抵抗風(fēng)力和水沖擊力的破壞，所以，軟化性用于判斷巖石抵御風(fēng)化和水沖擊的能力。

由于液態(tài)水具有比較大的重力，致使巖土粒子間的空隙極易滲漏水分，巖土體的這種特性叫做透水性。松散巖土的顆粒越細(xì)其間的空隙越小，透水性越弱，相反地堅(jiān)硬巖石具有較大的縫隙或者發(fā)育較強(qiáng)的巖溶，透水性越強(qiáng)。

巖土濕化削弱、破壞土粒之間較好的連接性，使成塊的巖土體開(kāi)裂、崩散，這類性質(zhì)叫做崩解性。巖土質(zhì)的崩解性與土粒的礦物成分、土層結(jié)構(gòu)等息息相關(guān)，由蒙脫石、水云母等剛度較大的巖石沙礫構(gòu)成的殘積土，其崩解方式呈粒塊狀散開(kāi)，由石英等剛度巨大礦物構(gòu)成的殘積土其崩解方式以開(kāi)裂為主。

巖土被足量的水分侵蝕后其體積不斷增大，以及其中的水分被抽離或者蒸發(fā)干燥后體積不斷減小，這叫做巖土的脹縮性。脹縮性是產(chǎn)生基坑隆起、地面開(kāi)裂的一大原因，嚴(yán)重影響土表面的穩(wěn)定性，極易導(dǎo)致地基基礎(chǔ)變形。工程地質(zhì)勘察中水文地質(zhì)針對(duì)工程基礎(chǔ)設(shè)計(jì)和施工要求，觀測(cè)地下水周圍巖土的特性及其對(duì)基礎(chǔ)的影響和危害，避免因地下水的水位升降造成基礎(chǔ)沉降和建筑物裂開(kāi)等建設(shè)質(zhì)量問(wèn)題。

2.2巖土工程總體危害

由于巖土的包氣帶稀薄，巖土顆粒及其細(xì)小，其間的滲透性比較弱，或者地下水流的梯度小，水的流動(dòng)性差、排放不暢，使含水層積聚了大量的水；再則，巖土層的上表面的土粒松散，土飽和差小，容易通過(guò)接近地表的毛細(xì)帶和巨大的間隙吸收地表積水，使地表積水下滲到深層巖土中并與地下水匯聚，曾大了地下水的囤積量。

由于高礦物質(zhì)的地下水水位上升，使巖土含水超出了極限，會(huì)造成平原土壤沼澤化和鹽漬化、丘陵地區(qū)風(fēng)化強(qiáng)烈的斜坡滑落和崩塌、強(qiáng)風(fēng)化巖土地區(qū)巖土層軟化和崩解、粉細(xì)砂和粉土泥石流等。由于地基巖土層水含量巨大，增強(qiáng)了土質(zhì)的自重和壓縮變化，降低了地基強(qiáng)度，使地基極易損壞和變形。地下水水位的劇烈升降嚴(yán)重破壞巖土層的穩(wěn)定性，給建設(shè)工程地基基礎(chǔ)帶來(lái)很多危害，影響工程設(shè)計(jì)規(guī)劃和施工進(jìn)度。

3.水文地質(zhì)勘察

地下水具有漲退變化和流動(dòng)性，因此會(huì)形成有規(guī)律的水壓變化和沖擊力變化，極易破壞地基基礎(chǔ)巖土的結(jié)構(gòu)、剛度和穩(wěn)定性，進(jìn)而影響地基的穩(wěn)定性，造成沉降、塌陷等危害。自然氣候性的地下水水位變化具有較長(zhǎng)的變化周期，對(duì)基礎(chǔ)巖土的危害微乎其微，由地下水水位帶來(lái)的巖土危害主要來(lái)自于各種排放設(shè)施能力，讓人們生活、生產(chǎn)的排水排污量驚人，而且頻率極高，周期短而無(wú)規(guī)律，形成巨大的水壓力變化和沖擊力變化，對(duì)巖土層造成巨大的破壞力和危害。

因此，水文地質(zhì)監(jiān)測(cè)中應(yīng)優(yōu)先檢測(cè)地下水位的變化，以獲得巖土水文特性的基礎(chǔ)資料。使用水位測(cè)定儀器分層測(cè)定地下水的上部潛水、下部承壓水和各個(gè)含水層的水 位；以每小時(shí)一次的測(cè)定方法測(cè)量靜水水位，前后測(cè)定三次，保證水位差在2- 3 c m 范圍內(nèi)即可確定為真實(shí)值，工程勘察完畢也要求測(cè)定一次靜水位，以分析地下水補(bǔ)給或者排放的變化[2]。

水文勘察的重點(diǎn)在于預(yù)測(cè)地下水給巖土層和建筑基礎(chǔ)可能性的危害，以便防治建設(shè)施工中的質(zhì)量問(wèn)題。根據(jù)建筑物基礎(chǔ)的施工類型，勘測(cè)地下巖層、土層的水文特點(diǎn)，分析基礎(chǔ)中的水分腐蝕鋼筋混凝土結(jié)構(gòu)的程度、地下水破壞軟質(zhì)巖土體（軟質(zhì)巖、強(qiáng)風(fēng)化 巖、膨脹土等）的程度以及地下水作用下軟質(zhì)巖土體支持建筑工地的預(yù)應(yīng)力，預(yù)測(cè)松散粉細(xì)砂、粉土產(chǎn)生流砂、潛蝕和管涌的幾率，檢測(cè)基礎(chǔ)下部承壓水對(duì)基坑底板的沖擊力，以人工降水檢測(cè)地基土質(zhì)的滲水性、沉降度和邊坡失衡度，進(jìn)而獲得地基基礎(chǔ)巖土層的綜合性水文資料，為基礎(chǔ)設(shè)計(jì)、措施施工提供依據(jù)。

4.結(jié)語(yǔ)

巖土建設(shè)工程中存在地下水帶來(lái)的嚴(yán)重的危害，在地基基礎(chǔ)施工前，通過(guò)水文地質(zhì)勘測(cè)檢測(cè)巖土層的水文特質(zhì)和估測(cè)其可能引發(fā)的地質(zhì)災(zāi)害，減少或者消除地下水給巖土工程造成的危害，加強(qiáng)巖土質(zhì)的檢測(cè)和管理，提高工程地質(zhì)勘察的整體質(zhì)量，使巖土體的性能得到有效地改善以更好地利用內(nèi)在潛能，確保工程建設(shè)施工的安全性。水文地質(zhì)勘察提升了工程地質(zhì)勘察的水平，是工程地基基礎(chǔ)建設(shè)中極大的動(dòng)力。

【參考文獻(xiàn)】

地下水特性范文第4篇

[關(guān)鍵詞]工程地質(zhì)勘查 水文地質(zhì) 巖土

[中圖分類號(hào)] P345 [文獻(xiàn)碼] B [文章編號(hào)] 1000-405X（2013）-12-131-1

1工程地質(zhì)勘察中的水文地質(zhì)評(píng)價(jià)

建筑物是修建在地表的，而地面以下的土層分布情況，土質(zhì)強(qiáng)度，地下水的流動(dòng)規(guī)律和水質(zhì)都會(huì)對(duì)建筑物的質(zhì)量安全構(gòu)成威脅。在以前的工程地質(zhì)勘察中，由于對(duì)地下水巖層情況分析的忽視，造成地下水引起建筑基礎(chǔ)下沉，建筑物松動(dòng)裂縫等安全質(zhì)量問(wèn)題時(shí)有發(fā)生，解決起來(lái)非常棘手，為此應(yīng)該加強(qiáng)在工程地質(zhì)勘察中對(duì)地下水文地質(zhì)情況做詳細(xì)勘察，對(duì)于水文情況做出評(píng)價(jià)，具體的評(píng)價(jià)應(yīng)該包括以下內(nèi)容：

1.1預(yù)測(cè)危害。在勘察過(guò)程中要注意本地地下水對(duì)巖土層和建筑物所產(chǎn)生的作用和影響，對(duì)于地下水可能給工程帶來(lái)的的危害做出預(yù)測(cè)，并提出預(yù)防措施，避免因考慮不周給施工質(zhì)量帶來(lái)影響。

1.2詳細(xì)的水文資料。工程勘察過(guò)程中要根據(jù)工程建筑物的地基基礎(chǔ)需要，對(duì)地下的巖土層和水文條件做詳細(xì)的勘察，對(duì)得出的數(shù)據(jù)信息進(jìn)行仔細(xì)分析，形成完備的書(shū)面材料，為工程施工選型提供所需的水文地質(zhì)信息。

1.3針對(duì)建筑特點(diǎn)進(jìn)行水文分析。因?yàn)槭┕そㄖ锏淖饔貌煌?，相?yīng)的修建方式也不一樣，水文地質(zhì)勘察應(yīng)該針對(duì)建筑物的特點(diǎn)做出具體分析如：有的建筑物地基部分埋在地下水位以下，這時(shí)就要分析地下水中砼的含量以及砼對(duì)鋼筋的腐蝕性；對(duì)于選擇軟質(zhì)巖層、風(fēng)化巖、堆積土等巖土層作為地基的建筑場(chǎng)地，應(yīng)該著重分析地下水活動(dòng)對(duì)于巖土層可能造成的移動(dòng)、軟化、分解、膨脹的作用；當(dāng)?shù)鼗虏刻幱诔袎汉畬訒r(shí)，水文分析應(yīng)該對(duì)地基開(kāi)挖后承壓水可能會(huì)對(duì)基坑底部的沖擊做出分析和評(píng)價(jià)；如果要在地下水位以下開(kāi)挖地基則要對(duì)地下水的滲透性以及富水性進(jìn)行試驗(yàn)，并且要分析因?yàn)榻邓吭黾涌赡芤鸬膸r層下沉、邊坡移位對(duì)建筑物穩(wěn)定性造成的危害。

2巖土層的水理性

巖土的水理性質(zhì)是指巖土和地下水之間相互作用所顯示出來(lái)的特性。巖土的水理性質(zhì)和物理性質(zhì)是巖土工程的重要性質(zhì)。巖土的水理性質(zhì)不僅決定著巖土層的強(qiáng)韌度與張力，而且某些性質(zhì)還會(huì)影響到建筑物的穩(wěn)定性。在以前的的工程地質(zhì)勘察中，往往比較重視巖土層的物理性質(zhì)，卻忽視了對(duì)巖土水理性質(zhì)的勘測(cè)，這顯然不利于提高工程質(zhì)量。

因?yàn)閹r土的水理性質(zhì)是由巖土與地下水相互作用決定的，所以要研究巖土的水理性質(zhì)首先要了解地下水的賦存形式，然后再研究巖土水理性質(zhì)產(chǎn)生的影響。

2.1地下水的存在形式

地下水的分類按其在巖土中的賦存形式可以分為：結(jié)合水、毛細(xì)管水與重力水三種形式，其中結(jié)合水還可以分成強(qiáng)結(jié)合水與弱結(jié)合水。

2.2巖土的主要水理性質(zhì)以及勘測(cè)方法

2.2.1軟化性。巖土軟化性是指巖土在受到水份浸泡后，力學(xué)強(qiáng)度下降的性質(zhì)，一般使用軟化系數(shù)作表示，這一指標(biāo)是考察巖土耐風(fēng)化、耐浸泡水平的標(biāo)準(zhǔn)，當(dāng)巖層中存在易軟化的巖層時(shí)，在受到地下水的作用后往往會(huì)變成軟化夾層。很多土質(zhì)如：黏土層、頁(yè)巖、泥沙巖等均有成為軟化巖層的可能。

2.2.2透水性。透水性是指水體在自身重力的作用下下沉，巖層允許水從自身經(jīng)過(guò)的特性。在松散的砂礫巖顆粒愈細(xì)其透水性愚弱，堅(jiān)硬的巖石上的裂縫愈大，其透水性愈好。巖層的透水性一般使用透水系數(shù)來(lái)表示，透水系數(shù)一般可以通過(guò)抽取樣本試驗(yàn)得到。

2.2.3崩解性。崩解性指巖層浸水變濕后，因?yàn)楸巢空辰Y(jié)性被破壞，使巖土本身變得松散易分解。巖土的崩解性與巖層的物理特性、礦物成分及結(jié)構(gòu)有關(guān)系。

2.2.4給水性。指的是巖土的飽水狀態(tài)后可以從空隙或裂縫中排出一定水分的性能，通常以給水度表示，給水度是水文地質(zhì)的重要測(cè)量參數(shù)，對(duì)于場(chǎng)地的疏水時(shí)間有較大影響。

2.2.5脹縮性。指的是巖層在吸水后本身體積脹大，排水后體積縮小的特性。巖土的脹縮性經(jīng)常是發(fā)生地質(zhì)裂縫、底層變動(dòng)的重要因素。勘察巖土的脹縮性的指標(biāo)包括：膨脹率、體縮率、自由膨脹率與收縮系數(shù)等。

3地下水引起的巖土工程危害

3.1地下水位的升降對(duì)巖土工程的危害

地下水的水位變化可能是人為因素，也可能是自然因素造成的。但是無(wú)論哪種原因，都會(huì)對(duì)工程造成一定的影響，其具體表現(xiàn)有以下幾個(gè)方面：

3.1.1水位上升的危害。地下水位上升的原因有很多，這與巖層結(jié)構(gòu)、巖層透水性、季節(jié)性降水、人工增雨、工程施工等都會(huì)造成地下水位上漲。地下水上升對(duì)工程的危害主要表現(xiàn)為：巖土沼澤化，土壤中鹽分增加，巖土中水分對(duì)工程地下結(jié)構(gòu)的腐蝕性增強(qiáng)；處于斜坡與河邊的巖土層發(fā)生移動(dòng)或坍塌現(xiàn)象；土壤中的細(xì)沙及粘土吸水液化形成流沙、管涌現(xiàn)象；地下空洞沖水上浮，使建筑物根基不穩(wěn)。

3.1.2地下水下沉的危害。地下水的水位一般比較平穩(wěn)，如果出現(xiàn)下降多為人為因素造成，比如大量抽取地下水、采礦過(guò)程中礦床疏干、修建水庫(kù)階段下游地區(qū)水量補(bǔ)給等。當(dāng)出現(xiàn)地下水位下降時(shí)，常常出現(xiàn)地裂、地面下沉或塌陷等災(zāi)害，地表植被因?yàn)楦档貌坏剿忠矔?huì)枯死。

3.1.3地下水升降頻繁造成危害。地下水的頻繁升降會(huì)引起巖土膨脹性的變化，巖土經(jīng)過(guò)反復(fù)收縮膨脹的結(jié)構(gòu)變化，會(huì)引起巖層松動(dòng)變形，進(jìn)而出現(xiàn)地裂、塌陷等現(xiàn)象，對(duì)工程建筑的破壞力很大。地下水的頻繁升降會(huì)引起地下水內(nèi)部積極交替，這會(huì)將巖層中的膠結(jié)物質(zhì)――鐵、鋁等成分流失，巖土層失去這些膠結(jié)物就會(huì)變得松軟、內(nèi)部空隙變大、承重能力降低，使建筑物的基礎(chǔ)松動(dòng)，帶來(lái)很大的安全威脅。

3.2地下水動(dòng)壓力對(duì)巖土工程的危害。地下水在自然條件下的動(dòng)水壓力作用一般比較小，不會(huì)造成很大危害。但是在人們施工過(guò)程中，由于認(rèn)為的改變地下水的狀態(tài)，使地下水失去了天然動(dòng)力平衡狀態(tài)，引起地下水的移動(dòng)，在移動(dòng)過(guò)程中早成動(dòng)力壓力，這也會(huì)對(duì)工程造成一定的損害，如形成流沙、管涌等現(xiàn)象。

地下水特性范文第5篇

關(guān)鍵詞：工程勘察；水文地質(zhì)；巖土；危害

1工程地質(zhì)勘察中水文地質(zhì)評(píng)價(jià)內(nèi)容

在工程勘察中，對(duì)水文地質(zhì)問(wèn)題的評(píng)價(jià)，主要應(yīng)考慮以下內(nèi)容：

1.1應(yīng)重點(diǎn)評(píng)價(jià)地下水對(duì)巖土體和建筑物的作用和影響，預(yù)測(cè)可能產(chǎn)生的巖土工程危害，提出防治措施。

1.2工程勘察中還應(yīng)密切結(jié)合建筑物地基基礎(chǔ)類型的需要，查明有關(guān)水文地質(zhì)問(wèn)題，提供選型所需的水文地質(zhì)資料。

1.3應(yīng)從工程角度，按地下水對(duì)工程的作用與影響，提出不同條件下應(yīng)當(dāng)著重評(píng)價(jià)的地質(zhì)問(wèn)題，如：①對(duì)埋藏在地下水位以下的建筑物基礎(chǔ)中水對(duì)砼及砼內(nèi)鋼筋的腐蝕性。②對(duì)選用軟質(zhì)巖石、強(qiáng)風(fēng)化巖、殘積土、膨脹土等巖土體作為基礎(chǔ)持力層的建筑場(chǎng)地，應(yīng)著重評(píng)價(jià)地下水活動(dòng)對(duì)上述巖土體可能產(chǎn)生的軟化、崩解、脹縮等作用。在地基基礎(chǔ)壓縮層范圍內(nèi)存在松散、飽和的粉細(xì)砂、粉上時(shí)，應(yīng)預(yù)測(cè)產(chǎn)生潛蝕、流砂、管涌的可能性。③當(dāng)基礎(chǔ)下部存在承壓含水層，應(yīng)對(duì)基坑開(kāi)挖后承壓水沖毀基坑底板的可能性進(jìn)行計(jì)算和評(píng)價(jià)。④在地下水位以下開(kāi)挖基坑，應(yīng)進(jìn)行滲透和富水試驗(yàn)，并評(píng)價(jià)由于人工降水引起土體沉降、邊坡失穩(wěn)進(jìn)而影響周圍建筑物穩(wěn)定的可能性。

2巖土水理性質(zhì)

巖土水理性質(zhì)是指巖士與地下水相互作用時(shí)顯示出來(lái)的各種性質(zhì)。巖土水理性質(zhì)與巖土的物理性質(zhì)都是巖：巖土的水理性質(zhì)不僅影響巖土的強(qiáng)度和變形，而且有些性質(zhì)還直接影響到建筑物的穩(wěn)定性。以往在勘察中對(duì)巖土的物理力學(xué)性質(zhì)的測(cè)試比較重視，對(duì)巖土的水理性質(zhì)卻有所忽視，因而對(duì)巖土工程地質(zhì)的評(píng)價(jià)是不夠全面的。巖土的水理性質(zhì)是巖土與地下水相互作用顯示出來(lái)的性質(zhì)，下面首先介紹一下地下水的賦存形式及對(duì)巖土水理性質(zhì)的影響，然后再對(duì)巖土的幾個(gè)重要的水理性質(zhì)及研究測(cè)試方法進(jìn)行簡(jiǎn)單的介紹。

2.1地下水的賦存形式

地下水按其在巖土中的賦存形式可分為結(jié)合水、毛細(xì)管水和重力水三種，其中結(jié)合水又可分為強(qiáng)結(jié)合水和弱結(jié)合水兩種。

2.2巖土的主要的水理性質(zhì)及測(cè)試辦法

2.2.1軟化性。是指巖土體浸水后，力學(xué)強(qiáng)度降低的特性，一般用軟化系數(shù)表示，它是判斷巖石耐風(fēng)化、耐水浸能力的指標(biāo)。在巖石層中存在易軟化巖層時(shí)，在地下水的作用下往往會(huì)形成軟弱夾層。各類成因的粘性上層、泥巖、頁(yè)巖、泥質(zhì)砂巖等均普遍存在軟化特性。

2.2.2透水性。是指水在重力作用下，巖土容許水透過(guò)自身的性能。松散巖上的顆粒愈細(xì)、愈不均勻，其透水性便愈弱。堅(jiān)硬巖石的裂隙或巖溶愈發(fā)育，其透水性就愈強(qiáng)。透水性一般可用滲透系數(shù)表示，巖上體的滲透系數(shù)可通過(guò)抽水試驗(yàn)求取。

2.2.3崩解性。是指巖浸水濕化后，由于土粒連接被削弱，破壞，使土體崩敞、解體的特性。

2.2.4給水性。是指在重力作用下飽水巖土能從孔隙、裂隙中自由流出一定水的性能，以給水度表示。給水度是含水層的幾個(gè)重要水文地質(zhì)參數(shù)，也影響場(chǎng)地疏時(shí)間。給水度一般采用實(shí)驗(yàn)室方法測(cè)定。

2.2.5脹縮性。是指巖土吸水后體積增大，失水后體積減小的特性，巖土的漲縮性是由于顆粒表面結(jié)合水膜吸水變厚，失水變薄造成的。

3地下水引起的巖土工程危害

地下水引起的巖土工程危害，主要是由于地下水位升降變化和地下水動(dòng)水壓力作用兩個(gè)方面的原因造成的。

3.1地下水升降變化引起的巖土工程危害

地下水位變化可由天然因素或人為因素引起，但不管什么原因，當(dāng)?shù)叵滤坏淖兓_(dá)到一定程度時(shí)，都會(huì)對(duì)巖土工程造成危害，地下水位變化引起危害又可分為三種方式：

3.1.1水位上升引起的巖土工程危害。潛水位上升的原因是多種多樣的，其主要受地質(zhì)因素如含水層結(jié)構(gòu)、總體巖性產(chǎn)狀；水文氣象因素如降雨量、氣溫等及人為因素如灌溉、施工等的影響，有時(shí)往往是幾種因素的綜合結(jié)果。由于潛水面上升對(duì)巖土工程可能造成：①土壤沼澤化、鹽漬化，巖土及地下水對(duì)建筑物腐蝕性增強(qiáng)。②斜坡、河岸等巖土體巖產(chǎn)生滑移、崩塌等不良地質(zhì)現(xiàn)象。③一些具特殊性的巖土體結(jié)構(gòu)破壞、強(qiáng)度降低、軟化。④引起粉細(xì)砂及粉土飽和液化、出現(xiàn)流砂，管涌等現(xiàn)象。⑤地下洞室充水淹沒(méi)，基礎(chǔ)上浮，建筑物失穩(wěn)。

3.1.2地下水位下降引起的巖土工程危害。地下水位的降低多是由于人為因素造成的，如集中大量抽取地下水，采礦活動(dòng)中的礦床疏干以及上游筑壩，修建水庫(kù)截奪下游地下水的補(bǔ)給等。地下水的過(guò)大下降，常常誘發(fā)地裂、地面沉降、地面塌陷等地質(zhì)災(zāi)害以及地下水源枯竭、水質(zhì)惡化等環(huán)境問(wèn)題，對(duì)巖土體、建筑物的穩(wěn)定性和人類自身的居住環(huán)境造成很大威脅。

3.1.3地下水頻繁升降對(duì)巖土工程造成的危害。地下水的升降變化能引起膨脹性巖土產(chǎn)生不均勻的脹縮變形，當(dāng)?shù)叵滤殿l繁時(shí)，不僅使巖上的膨脹收縮變形往復(fù)，而且會(huì)導(dǎo)致巖土的膨脹收縮幅度不斷加大，進(jìn)而形成地裂引起建筑物特別是輕型建筑物的破壞。地下水升降變動(dòng)帶內(nèi)由于地下水的滲透，會(huì)將土層中的鐵、鋁成分淋失，土層失去膠結(jié)物將造成土質(zhì)變松、含水量孔隙比增大，壓縮模量、承載力降低，給巖土工程基礎(chǔ)選擇、處理帶來(lái)較大的麻煩。

3.2地下水動(dòng)壓力作用引起巖土工程危害

地下水在天然狀態(tài)下動(dòng)水壓力作用比較微弱，一般不會(huì)造成什么危害，但在人為工程活動(dòng)中由于改變地下水天然動(dòng)力平衡條件，在移動(dòng)的動(dòng)水壓力作用下，往往會(huì)引起一些嚴(yán)重的巖土工程危害，如流砂、管涌、基坑突涌等。流砂、管涌、基坑突涌的形成條件和防治措施在有關(guān)的工程地質(zhì)文獻(xiàn)已有較詳細(xì)的論述，這里不再重復(fù)。