环境化学_多介质环境模型
环境化学中常用模型介绍
ANNEX CDESCRIPTIONS OF MAIN PROCESSESThis Annex contains the descriptions of the main processes determining POP environmental behavior used in the participating models.C.1. Gas/particle partitioning EVN-BETR and UK-MODELThe gas-particle partitioning is described with the help of the Finizio Aerosol Partition coefficient K QA . It ’s dependence on the octanol-air partition coefficient K oa is depicted by the following formula:K QA = 3.5 · K oaThe fugacity capacity of the bulk air compartment can then be written as the sum of the gaseous and particle-bound chemical fraction:(1 – particles in air volume fraction) · Z air + (particles in air volume fraction) · K QA · Z airwhere Z air - 1/ (R ·T ) is the fugacity capacity in air;T - corrected environmental temperature for annual mean of 90C; R - gas constant = 8.314 Pa ·m 3/mol K;Particles in air volume fraction - 2·10-11;K oa = K ow / K aw - 51616649 for PCB 153 at the averaged ambient temperature T; Averaged ambient temperature = 9︒C (base temperature).CliMoChemcited from [Scheringer et al ., 2003]The gas/particle partitioning is calculated as follows [Finizio et al ., 1997]:238550.lg .-⎪⎪⎭⎫⎝⎛⋅=howpartair KK K This equation is used to calculate the fraction Phi, which indicates the particle-bound fraction of the substance. Phi-values range from 0-1.lg 60.55lg 2.23K ow k K partair partair K h ⎛⎫⎪=+=⋅- ⎪⎝⎭in (m 3/g) ()tsp k tspk Phi partair partair ⋅+⋅=1G-CIEMSWhen K oa is not available as input:K qa = 6 · 106/P ls ,where K qa is dimensionless particle/gas partition coefficient and P ls is liquid vapour pressure. Final partitioning is calculated with TSP and density of aerosol particles in fugacity format. Vapour pressure is temperature corrected when the temperature is different from 25 ︒C. When K oa is available as input:K qa = y · K oa / (1000),where, K qa is dimensionless particle/gas partition coefficient, y is organic matter mass fraction, andis the density of aerosol particles.(Note: G-CIEMS model can calculate V/P partitioning from only molecular weight (for preliminary assessment purpose) or from K oa . Two output 1 and 2 is presented in Chapter 4 as G-CIEMS-1 and G-SIEMS-2).DEHM-POPThe gas-particle partitioning is calculated using the absorption model:,)(1+=φTSP K TSP K p pwhereis the fraction of compound sorbed to particles, K p is gas-particle partitioningcoefficient, and TSP is the total suspended particulate matter [e.g. Falconer and Harner , 2000]. K p is calculated using the K oa approach:log ,91.11log log -+=om oa r p f K m Kwhere m r is a constant expected to have a value close to +1 for equilibrium partitioning, K oa is the octanol-air partitioning coefficient, f om is the fraction of organic matter in the particles, and 11.91 is a constant determined by the intercept br = log f om – 11.91 [Finizio et al ., 1997, Falconerand Harner , 2000].The temperature dependent K oa is calculated using the expression:)),11(ex p()()(TT R U T K T K ref oa ref oa oa -∆= where ∆U oa is the internal energy of phase transfer, R is the universal gas constant, T is the temperature and K oa (T ref ) is the value of K oa at the reference temperature T ref [Beyer et al., 2002].SimpleBoxcited from [Brandes et al ., 1996]Air-aerosol partition coefficients are usually not known. However, some information is frequently available on the fraction of the chemical that occurs in association with the aerosol phase.SimpleBox uses this information for the computations. A value for the fraction of the chemical that is associated with the aerosol phase, FRass aerosol, can be entered directly, or estimated on the basis of the chemical's vapor pressure, according to Junge [1977]. In this equation, the sub-cooled liquid vapour pressure should be used. For solids, a correction is applied according to Mackay [1991]:If MELTINGPOINT < TEMPERATURE [S] (substance is liquid):θθCONST.+T URE VAPORPRESS CONST.= FRass S aerosol )(][ If MELTINGPOINT > TEMPERATURE [S] (substance is solid):θθ-CONST.+e T URE VAPORPRESS CONST.= FRass S E TE M P E RA TUR NTM E LTINGP OI S aerosol ).(.][][).(1796with FRassa erosol[S] - fraction of the chemical in air that is associated with aerosol particles at scale S [-] (A);VAPOR PRESSURE(T) - vapor pressure of the chemical at temperature T at scale S [Pa] (A);MELTINGPOINT - melting point of the chemical [K] (A); CONST- constant [Pa ·m] (C);- surface area of aerosol phase [m aerosol 2/m air 3] (C);TEMPERATURE [S ] - temperature at the air-water interface at scale S [K] (A).with the productCONSTset equal to 10-4Pa.CAM/POPsIn the CAM/POPs model, the process of POP partitioning between the gas and particulate phases in atmosphere is based on Junge-Pankow adsorption model [Junge , 1977; Pankow , 1987] POP fraction Φ adsorbed on the atmospheric aerosol particles is given by:Θ⋅+Θ⋅=Φc P c L 0where, Φ - fraction of POPs adsorbed on aerosol particles;Θ - aerosol surface area available for adsorption, m 2aerosol/m 3air;P 0L - liquid-phase saturation vapour pressure of pure compound, Pa;c - parameter that depends on the thermodynamics of the adsorption process and surfaceproperties of the aerosol (Pa · cm).Junge ’s proposed value of the parameter c is 17.2 Pa · cm [P ankow , 1987; Falconer et al., 1994;Bidleman et al., 1998].The liquid vapour pressure, P 0L , are derived from:b TmP L +=010log , where the slope (m ) and the intercept (b ) are estimated to calculate liquid vapour pressure of POPs with changing air temperature [Falconer et al., 1995; Harner et al., 1996]. Temperature dependence of P 0L for each congener can be seen in Table C.1.Table C.1. Liquid vapour pressure of PCBs as a function of air temperatureAerosol surface area, , is calculated by multiplying aerosol number density by its wet surface area.MSCE-POPIn the current model version (MSCE-POP 1) the characterization of POP partitioning between the gas and particulate phase of a pollutant is performed using subcooled liquid vapour pressure p ol (Pa). According to the Junge-Pankow adsorption model [Junge , 1977; Pankow , 1987] POP fraction ϕ adsorbed on the atmospheric aerosol particles equals to:θθϕ⋅+⋅=c p c olwhere c is the constant depending on thermodynamic parameters of adsorption process and onproperties of aerosol particle surface. It assumed c = 0.17 Pa ·m [Junge , 1977] for background aerosol;is the specific surface of aerosol particles, m 2/m 3. Assumed = 1.5·10-4[Whitby ,1978].The temperature dependence of p ol (Pa) is parameterized in the model by:⎪⎭⎫ ⎝⎛--⋅=0110T T a olol P e p p ,where T 0 = 283.15 K is the reference temperature, T (K) is the ambient temperature, p 0ol is p ol value at reference temperature, and a P is the coefficient of temperature dependence. The values of p 0olanda P for considered PCB congeners used in the model are presented in Table C.2.Table C.2. Coefficients of p ol temperature dependence for three PCB congeners used in MSCE-POP modelAt present the work on modification of the description of gas aerosol partitioning within MSCE-POP model is ongoing. The approach using the octanol-air partitioning coefficient absorption model presented in [Falconer and Harner, 2000] is tested. Under this approach POP fraction ϕ adsorbed on the atmospheric aerosol particles is calculated as:TSPK TSP K p p ⋅+⋅=ϕ1where K p is the particle-gas partitioning coefficient and TSP is the total suspended particle concentration (μg ⋅m -3). The constant K p is calculated for PCBs via K oa by the following regression equations [Falconer and Harner, 2000]:log K p = log K oa + log f om – 11.91,(experimental version - MSCE-POP 2)where K oa is the octanol/air partitioning coefficient and f om is the fraction of organic matter in the atmospheric aerosol involved in partitioning.The temperature dependence of K oa is parameterized in the model by:⎪⎭⎫ ⎝⎛--⋅=0110T T a oaoa K eK K ,where K 0oa is K oa value at reference temperature, and a K is the coefficient of temperature dependence.The values of K 0oa and a for considered PCB congeners used in the model are presented in Table C.3.Table C.3. Coefficients of K oa temperature dependence for three PCB congeners used in MSCE-POP modelEVN-BETR and UK-MODELThe intermedia transport of chemicals is described using D-values (mol/Pa ·h), which represent how fast advective and reactive/degradation processes are occurring. In the case of the air to surface exchange, the D-value defining dry particle deposition is:Dair-surface = Surface Area · Particles in air volume fraction · V q · Z air · K QAKnowing these values can help calculate the flux of a chemical entering a region and, thus, it ’s amount in the compartment under study.Surface area - compartment specific;Particles in air volume fraction - 2 10-11; Vq - dry deposition velocity = 10.8 m/h.CliMoChemcited from [Scheringer et al ., 2003]Dry deposition to baresoil a , water, vegetation-covered soil bgas gas i drygas C V A v Phi dtdC ⋅⎪⎪⎭⎫⎝⎛⎪⎪⎭⎫ ⎝⎛⋅-=aIf the year consists of exactly four seasons with varying temperatures, v dry for deposition to baresoil ischanging taking into account that in the cold season the atmosphere is more stable and the deposition rate therefore is smaller. The spring and fall values are interpolations between the summer and winter values. v dry changes as follows [Wania and McLachlan , 2001]:bIf the year consists of exactly four seasons with varying temperatures, v dry for deposition to vegetation-coveredsoil is changing taking into account that in the cold season the atmosphere is more stable and the deposition rate therefore is smaller. The spring and fall values are interpolations between the summer and winter values.v dry changes as follows [Wania and McLachlan , 2001]:The vegetation cover consists of three types: Grass, Coniferous Forest and Deciduous Forest. The variables VegGrass, VegCon and VegDec describe the fraction of the vegetation-covered soil occupied by the different cover types. Their numeric value is between 0-1 and depends on the climatic zone.Dry deposition to vegetationgas gas veg gas C V A vdry Phi dtdC ⋅⎪⎪⎭⎫⎝⎛⎪⎪⎭⎫⎝⎛⋅-=* - the model contains three types of vegetation. For each type, the deposition rate (v dry ) is different (see table below). Depending on the composition of a climatic zone, v dry is calculated as follows:vdry fractiongrass vdry fractiondec vdry fractioncon vdry i i grass i dec i con =⋅+⋅+⋅Because of increased stability of the atmosphere in the spring, fall and winterseason, the deposition rates vdrygrass, vdrydec and vdrycon are divided by 3 for the winterseason and by 2 for the spring and fall seasons (given that the year consists of exactly four seasons with varying temperature [Wania and McLachlan , 2001]).G-CIEMSF = v Dep · (TSP/) · C particleWhere F is mass flux of compound for this chemical, v Dep is dry deposition velocity of particles, TSP is particulate concentration of weight/volume dimension is density of aerosol particles,C particle is compound volumetric concentration in particles. Same value is used on all land and watersurfaces.DEHM-POPThe dry deposition of particulate phase is calculated as a flux given by the atmospheric concentration times a deposition velocity [Christensen , 1997]. The deposition velocity is highly dependent on the meteorological conditions and the surface properties. The size of the particles is assumed to be 1m [Christensen , 1997].For unstable conditions in the atmosphere (when L < 0, i.e. at day time with clear sky), the deposition velocity is calculated using:),)300(1()3/2(*u v d -+=where u* is the surface friction velocity, a is a constant depending on the surface properties, andL is the Monin-Obukhov length.For stable conditions in the atmosphere (when L > 0, i.e. at night time with clear sky), the deposition velocity is calculated using:.*au v d =The surface friction velocity is calculated using:,*)10ln(*35.0*zUu =where U is the wind speed and z is the roughness length which depends on the properties of the surface, and varies seasonally.The Monin-Obukhov length is calculated using:,)(.)(*ρ-⋅⋅⋅=p dc H g Tu L 3503 where T is the temperature, g is the gravitational constant (g = 9.82), H d is the heat flux, c p is the specific heat at constant pressure, and is the air density. L is positive (stable atmosphere)when the heat flux is negative (night time clear sky) and negative (unstable atmosphere) when theheat flux is positive (day time clear sky).SimpleBoxcited from [Brandes et al ., 1996]Value for the deposition mass transfer coefficients DRYDEP aerosol may be obtained by means of:FRass .RATE AEROSOLDEP = DRYDEP S aerosol S S aerosol ][][][with DRYDEP aerosol [S ]: mass transfer coefficient for dry deposition of aerosol-associated chemical atscale S [m air /s] (D);AEROSOLDEPRATE [S ] - deposition velocity of the aerosol particles at scale S with which thechemical is associated [m/s] (A);FRassaerosol [S ]: fraction of the chemical in air that is associated with aerosol particles atscale S [-] (A).Deposition mass flows of the chemical depend on the rate of dry aerosol deposition. Deposition velocities of aerosols vary greatly with the size of the particles. As chemicals may be associated with particles of a specific size, the deposition velocities depend also on the chemical. The values given are typical values, to be used as a starting point:scm = RATE AEROSOLDEP S /1.0][with AEROSOLDEPRATE [S ]: deposition velocity of the aerosol particles with which the chemicalis associated at scale S [m/s] (A)CAM/POPsRemoval of POPs particles is coupled with the dry deposition of aerosols in the CAM model. The dry deposition flux can be written as:,p d d C v F ⋅-=where V d is the deposition velocity and C p is the particle concentration [G ong et al. 2003]. Dry deposition flux of POPs gas is written as:,g d d C v F ⋅-=where the dry deposition velocity of gas, V d , is calculated in CAM model [G ong et al. 2003].MSCE-POPDry deposition to grass and bare soilAccording to model of [Sehmel , 1980], deposition flux over grass is calculated as(),*so il C soil soil p z B u A C F 02+⋅=where as above *u , is the friction velocity;z 0 is the surface roughness, mm;A soil = 0.02,B soil = 0.01,C soil = 0.33.Dry deposition to forestAccording to model of [Ruijgrok et al., 1997], deposition flux over forest is calculated ashp u u EC F 2*⋅=,where u h is the wind speed at forest height h = z b ;*u is the friction velocity, m/s;()()()20/80ex p 1*-+=RH u E γαβ, α = 0.048, β = 0.3 and γ = 0.25, RH =80.Dry deposition to seawaterAccording to model of [Lindfors et al., 1991], deposition flux over seawater is calculated as: )(*sea sea p B u A C F +⋅=2,where*u is the friction velocity, m/s;A sea = 0.15,B sea = 0.013Similar to DEHM-POP model values of deposition flux depend on meteorological conditions (friction velocity u *). Therefore, in the results of calculation experiments we present the range of obtained values of the flux together with its value at average environmental parameters.C.3. Wet deposition EVN-BETR and UK-MODELIn a similar way as for the dry particle deposition, wet scavenging is defined as the result of:D air-surface = Q · Surface Area · Particles in air fraction · K QA · U R · Z airIn the case of deposition in vegetation, the percentage of rain interception due to vegetation is taken into account.U R - rain rate = 8.84 x 10-5 m/h; Q - Rain Scavenging ratio = 200000;Or Snow Scavenging Ratio = 1000000CliMoChemcited from [Scheringer et al ., 2003]Wet deposition from gaseous phase to baresoil and water()gas h gas i rain gas C K V A v Phi dtdC ⋅⎪⎪⎭⎫⎝⎛⋅⎪⎪⎭⎫ ⎝⎛⋅--=11Wet deposition from gaseous phase to vegetation-covered soil()()gas rt h gas vsoil rain gas C f K V A v Phi dtdC ⋅-⋅⎪⎪⎭⎫⎝⎛⋅⎪⎪⎭⎫ ⎝⎛⋅--=111*- for deciduous and coniferous forest, the f rf -value is 0.35 for the summer season, for grass, the f rf -value is 0.12 for the summer season. In the winter season, the value is at 10% of the summer season, in spring and fall season, the value is at the linear interpolation value between summer and winter season. Because the composition of the vegetation varies with the climatic zones, the contributions of grass, coniferous and deciduous forest to the overall f rf -value of a specific climate zone differ and are proportional to the fraction of the respective vegetation type in a climatic zone.Wet deposition from gaseous phase to vegetation()gas rt h gas vsoil rain gas C f K V A v Phi dtdC ⋅⋅⎪⎪⎭⎫⎝⎛⋅⎪⎪⎭⎫ ⎝⎛⋅--=11* - for deciduous and coniferous forest, the f rf -value is 0.35 for the summer season, for grass, the f rf -value is 0.12 for the summer season. In the winter season, the value is at 10% of the summer season, in spring and fall season, the value is at the linear interpolation value between summer and winter season. Because the composition of the vegetation varies with the climatic zones, the contributions of grass, coniferous and deciduous forest to the overall f rf -value of a specific climate zone differ and are proportional to the fraction of the respective vegetation type in a climatic zone.Wet deposition from particulate phase to bare soil and watergas gas i ratiorain gas C V A scav v Phi dtdC ⋅⎪⎪⎭⎫⎝⎛⎪⎪⎭⎫ ⎝⎛⋅⋅-=Wet deposition from particulate phase to vegetation-covered soil()gas rt gas vsoil ratiorain gas C f V A scav v Phi dtdC ⋅-⋅⎪⎪⎭⎫⎝⎛⎪⎪⎭⎫ ⎝⎛⋅⋅-=1* - for deciduous and coniferous forest, the f rf -value is 0.35 for the summer season, for grass, the f rf -value is 0.12 for the summer season. In the winter season, the value is at 10% of the summer season, in spring and fall season, the value is at the linear interpolation value between summer and winter season. Because the composition of the vegetation varies with the climatic zones, the contributions of grass, coniferous and deciduous forest to the overall f rf -value of a specific climate zone differ and are proportional to the fraction of the respective vegetation type in a climatic zone.Wet deposition from particulate phase to vegetationgas rt gas vsoil ratiorain gas C f V A scav v Phi dtdC ⋅⋅⎪⎪⎭⎫⎝⎛⎪⎪⎭⎫⎝⎛⋅⋅-=*- for deciduous and coniferous forest, the f rf -value is 0.35 for the summer season, for grass, the f rf -value is 0.12 for the summer season. In the winter season, the value is at 10% of the summer season, in spring and fall season, the value is at the linear interpolation value between summer and winter season. Because the composition of the vegetation varies with the climatic zones, the contributions of grass, coniferous and deciduous forest to the overall f rf -value of a specific climate zone differ and are proportional to the fraction of the respective vegetation type in a climatic zone.G-CIEMSF = R rain · C air / H +(TSP/) · Q · C particle ,where F is total mass flux by this process, R rain is rain rate, C air is gaseous concentration of chemical, H is Henry ’s law constant, TSP is particulate concentration,is density of particles,Q is scavenging ratio of particles, and C particle is volumetric chemical concentration in particles.Same Q value is assumed over all land and water surfaces.DEHM-POPThe wet deposition is given as a flux calculated as the product between the air concentration and a scavenging ratio [Christensen , 1997]. Different scavenging ratios are used for in-cloud scavenging and below-cloud scavenging. It is assumed that air pollution is scavenged more efficient in the clouds than below the clouds. The below cloud scavenging rate at a given heightis given by:,)()(wa bc H P W ρσΛ=σwherebcis the below cloud scavenging coefficient, P a is the total precipitation at the level, His an effective thickness for scavenging (H = 1000 m), and wis the density of water. The in cloudscavenging rate at a given heightis given by:,)()(wc H P W ρσΛ=σ wherecis the below cloud scavenging coefficient, P a is the is the total precipitation createdinside the cloud layer. The used scavenging ratios are: bc= 100000 andc= 700000.The total amount of pollutant scavenged by the wet deposition is then dependent on the actual height of the formation of the precipitation, and on the vertical concentration profile.SimpleBoxcited from [Brandes et al ., 1996]Value for the deposition mass transfer coefficient WASHOUT may be obtained by means of:][][][S S S .SCAVratio RAINRATE = WASHOUTwith WASHOUT [S ] - mass transfer coefficient for wet atmospheric deposition at scale S [m air ·s -1] (D);RAINRATE [S ]- rate of wet precipitation at scale S [m rain .s -1] (A);SCAVratio [S ] - scavenging ratio (quotient of the total concentration in rainwater and thetotal concentration in air) of the chemical at scale S [-] (A).The scavenging ratio may be known from measurements or estimated:][][][][][1S S aerosol S water air S aerosol S COLLECTeff FRass K FRass SCAVratio +-=-with SCAVratio [S ] - scavenging ratio (quotient of the total concentration in rainwater and thetotal concentration in air) of the chemical at scale S [-] (A);FRass aerosol [S ] - fraction of the chemical in air that is associated with aerosol particles atscale S [-] (A);K air-water [S ] - air-water equilibrium distribution constant at scale S [mol ·m air -3/mol ·m water -3](A);COLLECTeff [S ] - aerosol collection efficiency at scale S [-] (A),The first term represents an estimate of the (equilibrium) distribution between rain water in air and the gas phase of air. The second term represents the scavenging of aerosol particles by rain droplets. The proportionality constant of 2⋅105is taken from Mackay [1991].Deposition mass flows of the chemical depend on the rate of wet precipitation. Collection efficiencies of aerosols vary greatly with the size of the particles. As chemicals may be associated with particles of a specific size, the collection efficiencies depends also on the chemical. The values given are typical values, to be used as a starting point:5][10.2 = COLLECTeff Swith COLLECTeff [S ] - aerosol collection efficiency at scale S [-] (A ).Table C4. RAINRATE of the scales* - from Wania and Mackay [1995]CAM/POPsThe precipitation scavenging of POPs particles by falling rain or snow is coupled with the wet removal of aerosols in the CAM model.The particulate wet deposition flux, F p , can be written as:p snow or rain p C h F )(ψ-=,where h is the falling distance, C p is the particulate phase POPs concentration, ψ is the scavenging rate for rain or snow [Gong et al. 1997].The gas phase POPs are assumed to be in quasi-steady equilibrium with the rain drop. The air-water equilibrium coefficient, K aw , is a dimensionless partition coefficient that can be derived from Henry ’s Law constant, H (Pa ·m 3/mol) [Seinfeld , 1986].K aw = H / (R ·T)and, H = H 0 exp (a(1/T 0 - 1/T)),where T is the temperature (K) and R is the gas constant (8.314 Pa ·m 3/mol ·K or J/mol/K), H 0 is the value at the reference temperature T 0, and a is a parameter of temperature dependence.The net wet deposition flux, F w , is then written as:G A W w C K p F ⋅-=)/(where p is the precipitation rate, usually reported in mm/h and C G is the gas phase POPs concentration.MSCE-POPWet deposition of particulate phaseThe values of concentration in precipitation are given by the formula:pap s w C W C =,where paC - the particle bound phase concentration in the air surface layer, ng/m 3;swC - the suspended phase concentration in precipitation water, ng/m 3; W p =1.5 ⋅ 105 - the dimensionless washout ratio for the particulate phase.Wet deposition of gaseous phasegag d w C W C =,where dw C - the dissolved phase concentration in precipitation water, ng/m 3;g a C - the gaseous phase concentration in air, ng/m 3;W g = 1/K H - the dimensionless washout ratio for the gaseous phase;K H - the dimensionless Henry ’s law constant.C.4. Gaseous exchange between atmosphere and soil EVN-BETR and UK-MODELAir-soil diffusionD air-soil = (Soil Area · Z air ) / [(Z air / (MTC as · Z air + MTC sw · Z water )) + 1 / MTC sabl ] whereAverage soil depth = 10 cm; Soil Area = 8.36 1012 m 2; Z water = Z air / K AW = 543 mol/m 3 Pa;MTC as - soil air-phase diffusion transport velocity = 0.04 m/h; MTC sw - soil water-phase diffusion transport velocity = 1 x 10-5 m/h; MTC sabl - soil air boundary layer transport velocity = 1 m/h.Air-soil rain dissolutionD air-soil = Soil Area · U R · Z waterCliMoChemcited from [Scheringer et al ., 2003]Diffusion from atmosphere to baresoil and vegetation-covered soil()gas gas i K foc rhoom regc K h gasS gas C V A vS K vL vG v Phi dtdC ow h⋅⋅⎪⎪⎭⎪⎪⎬⎫⎪⎪⎩⎪⎪⎨⎧+++--=-⋅⋅⋅1111Analogous to the procedure in subsection C.3, the parameter v gasS is changed if the year consists of exactly four seasons with varying temperatures (compare tables below).baresoil:vegetation-covered soil:The vegetation cover consists of three types: Grass, Coniferous Forest and Deciduous Forest. The variables VegGrass, VegCon and VegDec describe the fraction of the vegetation-covered soil occupied by the different cover types. Their numeric value is between 0-1 and depend on the climatic zone.Calculation of vG, vL, vS [Jury et al., 1983].When calculating the v i-value, the corresponding Di-value must be used (eg. for calculating vG, the DG-value is used):()⎥⎦⎤⎢⎣⎡⋅++--⋅⋅⋅⋅=h airsoil wsoil airsoil wsoil ow OC h h ii K frac frac frac frac K f rhoom regc K D v soil 12/d (calculation see below) ()⎪⎪⎭⎫ ⎝⎛+⋅=231043.0wsoil airsoil airsoil frac fracfrac DG()⎪⎪⎭⎫ ⎝⎛+⋅=310000043.0wsoil airsoil wsoil frac fracfrac DL Calculation of the fraction of organic matter (f OC ) in the vegetation covered soilThe model contains three types of vegetation. For each type, the f OC is different (see table below). Depending on the composition of a climatic zone, f OC is calculated as follows:co n d e c g r a ss OC i OC i OC i i OC f n fractionco f c fractionde f ass fractiongr f ⋅+⋅+⋅=fraction of organic matter in coniferous forest covered soilDiffusion from baresoil and vegetation-covered soil to the atmospheresoil gas i K f rhoom regc K h gasS K f rhoomregc frac K f rhoom regc K airsoil wsoil airsoil rhopart tsp partair rhopart tsp ow OC hgas C V A vSK vL vG v frac frac frac rhopart k K f rhoom regc K dtdC owOC how OC wsoil ow OC h⋅⋅⎪⎪⎭⎪⎪⎬⎫⎪⎪⎩⎪⎪⎨⎧+++⎪⎪⎪⎭⎫ ⎝⎛⋅⋅+--⋅⋅+-⋅⋅⋅⋅=-⋅⋅⋅⋅⋅⋅⋅⋅⋅11111For explanation of the grey part in the formula see subsection 1.。
《环境化学》教学中的多介质环境理念
Ｃｏ ｎｃ ｅ ｐｔ ｏ ｆ Ｍｕ ｌ ｔ ｉ ｍｅ ｄ ｉ ａ Ｅｎｖ ｉ ｒ ｏ ｎｍ ｅ ｎｔ ｉ ｎ Ｅｎｖ ｉ ｒ ｏ ｎ ｍｅ ｎ ｔ ａ ｌ Ｃｈｅ ｍｉ ｓ ｔ ｒ ｙ Ｔｅ ａ ｃ ｈｉ ｎｇ
Ｃ Ｉ ｔ Ｉ， ｌ ｉ ｅ
（ Ｓ ｃ ｈ ｏ ｏ ｌ ｏ ｆ Ｅ ｎ ｖ ｉ ｒ ｏ ｎ ｍ ｅ ｎ ｔ ａ ｌ Ｓ ｃ ｉ ｅ ｎ ｃ ｅ ａ ｎ ｄ Ｔ ｅ ｃ ｈ ｎ ｏ ｌ ｏ ｇ ｙ ， Ｔ ｉ ａ ｎ ｊ ｉ ｎ Ｕ ｎ ｉ ｖ ｅ ｒ ｓ ｉ ｔ ｙ ， Ｔ ｉ ａ ｎ ｊ ｉ ｎ ３ ０ ０ ０ ７ ２ ，Ｃ ｈ ｉ ｎ ａ ）
Ｋｅ ｙ ｗｏ ｒ ｄｓ：Ｅｎ ｖ ｉ ｒ ｏ ｎ ｍｅ ｎ ｔ ａ ｌ Ｃｈ ｅ ｍｉ ｓ ｔ ｒ ｙ；ｔ ｅ ａ ｃ ｈ ｉ ｎ ｇ ｃ ｏ ｎ ｔ ｅ ｎ ｔ ｓ；ｃ ｏ ｎ ｃ ｅ ｐｔ ｏ ｆ ｍｕ ｌ ｔ ｉ ｍｅ ｄ ｉ ａ ｅ ｎ ｖ ｉ ｒ ｏ ｎｍｅ ｎ ｔ
《 环境化学》 是环境专 业学 生 的专 业必 修课 之一 。它是研 究化学 污染物质 在 环境 中的来 源 、分 布 、迁 移 、转 化 、效 应 、
第４ １ 卷第 ２ ４期 ２ ０ １ ３年 １ ２月
广
州
化
工
Ｖｏ １ ． ４ １ Ｎｏ ． ２ ４ Ｄ ｅ ｃ ｅ ｍｂ ｅ ｒ ． ２ ０ １ ３
Ｇ ｕ ａ ｎ ｇ ｚ ｈ ｏ ｕ Ｃ ｈ ｅ ｍｉ ｃ ａ ｌ Ｉ ｎ ｄ ｕ ｓ ｔ ｒ ｙ
《 环境化学》 教学 中的多介质环境理念
ｓ ｅ ｌ ｅ ｃ ｔ ｅ ｄ ｔ ｏ ｅ ｘ ｐ ｌ ａ ｉ ｎ ｔ ｈ ｅ ｔ ｒ ａ ｎ ｓ ｆ ｅ ｒ ｂ ｅ ｈ ａ ｖ ｉ ｏ ｒ ｓ ｏ ｆ ｃ ｈ ｅ ｍｉ ｃ ｌ ａ ｃ ｏ ｎ ｔ ａ ｍｉ ｎ ａ ｎ ｔ ｓ ｉ ｎ ｍｕ ｌ ｔ ｉ ｍｅ ｄ ｉ ａ ｅ ｎ ｖ ｉ ｒ ｏ ｎ ｍｅ ｎ ｔ ．ｗｈ ｉ ｃ ｈ ｗａ ｓ ｈ ｅ ｌ ｐ ｆ ｕ ｌ ｆ ｏ ｒ ｔ ｈ ｅ ｓ ｔ ｕ ｄ ｅ ｎ ｔ ｓ ｉ ｍｐ ｒ ｏ ｖ ｉ ｎ ｇ ｔ ｈ ｅ ｉ ｒ ａ ｗａ ｒ ｅ ｎ ｅ ｓ ｓ ｏ ｆ ｅ ｎ ｖ ｉ ｒ ｏ ｎ ｍｅ ｎ ｔ ａ ｌ ｉ ｓ ｓ ｕ ｅ ｓ ａ ｎ ｄ ａ ｂ ｉ ｌ ｉ ｔ ｙ ｏ ｆ ｐ ｏ ｌ ｌ ｕ ｔ ｉ ｏ ｎ ｃ ｏ ｎ ｔ ｒ ｏ １ ．
环境化学_多介质环境模型
内容
第一节 基本概念 第二节 污染物在环境中的迁移转化过程 第三节 多介质环境逸度模型的类型及计算
第四节 代表性的多介质环境逸度模型
内容
第一节 基本概念
一、多介质环境系统 二、稳态和平衡
三、逸度
一、多介质环境系统
环境介质 (Environmental Media), 相 (Phase，Compartment)
n ciVi ZifiVi
2、开放系统，稳态方程
Iin Iout
3、非稳态方程
dc / ct Iin Iout
二、多介质环境逸度模型的分级
1、Ⅰ级多介质环境逸度模型 Ⅰ级模型对应的是稳态、平衡、无流动环境系统，封闭环境
2、Ⅱ级多介质环境逸度模型 Ⅱ级模型对应的是稳态、平衡、有流动环境系统，开放系统 3、Ⅲ级多介质环境逸度模型 Ⅲ级模型对应的是稳态、非平衡、有流动环境系统 4、Ⅳ级多介质环境逸度模型 Ⅳ级模型对应的是非稳态、非平衡、有流动环境系统
一、污染物在环境中的迁移过程
2、扩散 分子热运动引起的热力学自发的增墒过程。 （1）相内的分子扩散
JA B
1
d A M dy
c
JA：A在单位面积上的扩散通量，mol· m-2· hBM：A在介质B中的分子扩散系数，m2· h-1 cA：介质B中A的浓度，mol· m-3 y： A分子在扩散方向上经过的距离，m dc A ：A沿扩散方向的浓度梯度 dy
二、表层土壤模型
表层土壤模型可以用来模拟污染物在土壤中的降解、挥发和渗 滤等过程，评价各种迁移转化过程的相对重要性，污染物在 土壤中的持久性和最终归趋，以及预测各种修复措施使土壤 恢复到可接受的污染程度和所需要的时间。
多介质模型在海湾突发性有机污染中的应用及案例分析
突发性 海洋 污染 具有 发生 突然 、 污染 物扩 散快
１ 环 境 多 介 质 模 型
和环境 危 害大等 特点 ¨ ， 经 济 生 活 、 体健 康 和 对 人
生 态 系统 均 有 负 面 影 响 。 近 年 来 ， 着 我 国社 随 会 生产 力和 科学 技术 的迅 速发 展 ， 突发性 海洋 污染 事 故发 生 频 率 增 加 ， 目前 海 洋 环 境 监 测 技 术 不 完 善 ， 染物 的扩 散规 律与 危害 很难 在极 短 的时间 内 污
摘 要 ： 弥 补 海 洋 环 境 监 测 能 力 不 足 ， 用 受 潮 汐 动 力 控 制 海 湾 中 的 多 介 质 模 型 ， 测 突 发 性 污 染 发 生 后 海 洋 环 境 为 利 预
中污 染 物 的浓 度 变 化 信 息 ， 对 突 发 性 污 染 物 的迁 移 转 化 进 行 了计 算 。模 型 中使 用 逸 度 方 法 和 质 量 平 衡 算 法 ， 测 非 挥 发 并 预
ｍｕ ｔｍｅ ｉ ｄ ｌｆ ｒｂ ｙ ｏ ｔｏ ｌｄ ｂ ｉ ａ ｙ ａ ｃ ｓｕ ｅ ｏ ｐ ｅ ｉｔｐｏｌ ｔ ｎ ｏ ｃ ｎ ｒ ｔｏ ｎ ｓ ａ ｗａｅ ， ｌｉ ｄ ａ ｍｏ ｅ ｏ ａ ｓ ｃ ｎ ｒ ｌ ｙ ｔｄ ｌｄ ｎ ｍｉ ｓｗａ ｓ ｄ ｔ ｒ ｄ ｃ ｌｕ ａ ｔｃ ｎ ｅ ｔａｉ ｎ ｉ ｅ ｔ ｒ ｅ
ＭＯ ｕ ｃ ａ Ｊ ｎ－ ｈ ｏ，ＺＨＡＮＧ ｉｓ ｅ Ｈａ —ｈ ｎｇ，ＸＵＥ Ｂｉ ｎ，ＬＩ ａ — ａ，ＺＨＡＮＧ ｉｎ Ｕ Ｘｉｏ ｙ Ｈａ — ａ
（ ｅｏｄＩｓｔｔ ｏ ｃａ ｏ ｒｐ ｙ Ｓ Ａ， ａｏａｏｙｏ ｒ ｅＥ ｏｙｔ ｎ ｉ ｅｃｅ ｓ ｙ Ｓｃｎ ｎｔｕｅ ｆＯ ｅｎ ｇａ ｈ ， Ｏ Ｌ ｂｒｔｒ Ｍａｉ ｃｓ ｅ ａ ｄＢｏ ｏｈｍｉｒ， ｉ ｆ ｎ ｓｍ ｇ ｔ Ｓ Ａ， ａ ｇｈｕ Ｚ ｅａ ｇ３ ０ １ ，Ｃ ｉａ Ｏ Ｈ ｎ ｚｏ ， ｈ ｉｎ １０ ２ ｈｎ ） ｊ
环境化学第七章 多介质环境模型
三、多介质环境逸度模型的计算 3、模型构建和计算 、 4、模型验证 、 5、模型的灵敏度和不确定性分析 、 灵敏度： 灵敏度：模型输出对模型参数改变的响应 不确定性分析：模型输入的不确定性对预测结果可靠性的影响 不确定性分析：
第四节 代表性的多介质环境逸度模型
一、空气-水交换模型 空气 水交换模型 二、表层土壤模型 三、底泥-水交换模型 底泥 水交换模型 四、QWASI模型 模型 五、全球分布模型
一、污染物在4）在多孔介质中的扩散 ） （5）相间扩散过程 ）
二、污染物在环境中的降解反应 对于整个环境而言， 对于整个环境而言，污染物只有通过降解反应才能真正的被 去除。描述污染物降解反应过程的动力学中， 去除。描述污染物降解反应过程的动力学中，应用最多的是 一级反应动力学： 一级反应动力学：
四、QWASI模型 模型 QWASI模型描述了点源排放、河水流入和大气沉降所引入的污 模型描述了点源排放、 模型描述了点源排放 染物在湖泊和河流中的多介质环境行为。 染物在湖泊和河流中的多介质环境行为。 1、湖泊中污染物归趋的QWASI模型 、湖泊中污染物归趋的 模型 该模型适用于水流和颗粒物流均匀混合的水体。 该模型适用于水流和颗粒物流均匀混合的水体。 2、河流中污染物归趋的QWASI模型 2、河流中污染物归趋的QWASI模型 3、多段 、多段QWASI模型 模型
一、污染物在环境中的迁移过程
环境中，污染物可以通过以下几种平流过程输入和输出： 环境中，污染物可以通过以下几种平流过程输入和输出： 1. 空气的输入和输出 2. 水的输入和输出 3. 水中存在的颗粒物和生物的输入和输出 4. 水从表层土壤渗入地下（地下水补给） 水从表层土壤渗入地下（地下水补给） 5. 空气中存在的气溶胶的输入和输出 6. 空气从对流层向平流层迁移，即空气的垂直运动 空气从对流层向平流层迁移， 7. 底泥的掩埋
环境化学_环境介质及其性质
p — —忽略了浮力效应的颗 粒密度； 0 — —参考密度（ 0 1g/cm3） ;
K — —形状系数，当粒子为 球状时，K 1.0；
二、大气颗粒物
颗粒物的粒径分类 (1) 总悬浮颗粒物：用标准大容量颗粒采样器在滤膜上所收集到
的颗粒物的总质量，通常称为总悬浮颗粒物。用 TSP 表示。其
N2, O2 H2O, CO2
Stratosphere
10-16 km
Troposphere 15 ℃ Sea level
Earth
. . . . .. .. ..
.
Major regions of the atmosphere (not to scale).
二、大气颗粒物
1. 大气颗粒物的分类
粒径多在100 μm以下，尤以10 μm以下的为最多。 (2) 飘尘：可在大气中长期漂浮的悬浮物称为飘尘。其粒径主要
是小于10 μm的颗粒物。
(3) 降尘：能用采样罐采集到的大气颗粒物。在总悬浮颗粒物中 一般直径大于10 μm的粒子由于自身的重力作用会很快沉降下来。 这部分颗粒物称为降尘。 (4) 可吸入粒子：易于通过呼吸过程而进入呼吸道的粒子。目前 国际标准化组织(ISO)建议将其定为Dp≤10 μm。我国科学工作者 已采用了这个建议。
平流层 高度为 12 ～ 50 km ；温度随高度 的增高而递增；垂直对流少，大 气稳定，(-56 ℃ ~-2 ℃)。
一、大气温度层结
热层 (电离层) Thermosphere 高度为80～800 km；温度随高度 增加而迅速上升；
Incoming Solar radiation
500 km 1200 ℃
三、臭氧层的形成与耗损
环境质量评价的数学模型分析解析
2620
400
2100
中度污染
IV
300
1600
轻度污染
III
200
250
350
良 优
II I
100 50
150 50
150 50
1） 计算各单项污染物的API指数。
将监测点的各项污染物浓度日均值与各自的分 级标准限值相比较，确定对应于该浓度值时 API所在的API指数区间，再按照插值法计算 该污染物浓度的API值。
D P2 10.3 17.5 0.002
E 测点编号 P3 4.55 9.2 0.001
F P4 5.41 24.59 0.007
G P5 1.19 6.6 0.002
H P6 2.52 6.5 0.002
1 2 3 4 5 6
挥发酚
总镉 水温 溶解氧 总汞 总砷 总氮 因子 BOD5
0.005
0.005 5 0.0001 0.05 1 全湖平均 1.269583
空气污染指数的分级标准是： （1）空气质量指数 API 50 对应的污染物浓度为国家空 气质量日均值一级标准； （2）API 100 对应的污染物浓度为国家空气质量日均 值二级标准； （3）API 更高值段的分级对应于各种污染物对人体健 康产生不同影响时的浓度限制。
表2 空气污染指数分级标准(试行)
评价结果不同。如一天的二氧化氮（NO2）浓度如果是 100微克/立方米，用AQI评价为3级，为超标；但用API评
价是2级、达标的。这主要是因为AQI依据新标准计算，
而API依据老标准计算，新标准更严。
表1 环境空气质量标准 (GB3095-2012) (mg/Nm3)
/bjepb/323474/33402 5/334052/451754/index.html
环境化学_多介质环境模型
1、湖泊中污染物归趋的QWASI模型 该模型适用于水流和颗粒物流均匀混合的水体。 2、河流中污染物归趋的QWASI模型 3、多段QWASI模型
五、全球分布模型
三、底泥-水交换模型
该模型可以用来估算污染物被底泥积累或释放的速率、底栖生 物体内污染物的浓度，评价污染物不同迁移过程的重要性以 及污染恢复时间。
该模型有以下几个过程： 底泥沉降；底泥再悬浮、底泥掩埋、水体和空隙水间的扩散交 换、底泥中的反应、灌溉。
四、QWASI模型
QWASI模型描述了点源排放、河水流入和大气沉降所引入的污 染物在湖泊和河流中的多介质环境行为。
三、多介质环境逸度模型的计算
1、模型的基本结构 构建模型时需要用假设来简化真实的环境系统： （1）环境体系由多个环境主相和若干子相组成 （2）任一时刻，每个环境主相的污染物呈均匀分布，各子相 之间的逸度关系符合平衡稳态，逸度值在同一时刻处处相等。 （3）环境主相之间处于动态不平衡状态
2、模型输入参数 （1）环境参数 （2）污染物的性质数据 （3）污染物排放信息
环境的组成非常复杂，由一系列彼此相连的环境介质或
环境相来组成，如大气、土壤、湖泊、河流、海洋、湖底沉
积物、湖中悬浮物及水或土壤中的生物体等。 多介质环境系统：具有两种或两种以上环境介质的系统。 均相：如浅塘中充分混合的水，无浓度梯度、温度梯度； 非均相：性质不均一 (如土壤、沉积物)
二、稳态和平衡
稳态（stable）：所研究体系中各个相的性质和状态是恒定
的，不随时间变化。
平衡（equilibrium）：系统中每一相的浓度（或温度、压力） 保持稳定，而且化合物没有在各相间发生质量净迁移的趋势。
注意稳态和平衡的区别。
三、逸度
环境介质
苯并(a)芘的环境多介质迁移和归趋 苯并 芘的环境多介质迁移和归趋 模拟
将某地区的环境相分为4个主相，即大气、 水体、土壤和沉积物，下标依次为1、2、3、 4；每个主相中又部分包括气、固和水等子 相。大气中包括气相和气溶胶；水体中包 括水、悬浮物、鱼(代表水生生物)；土壤中 包括气相、固相和水相；沉积物中包括固 相和水相。根据稳态假设和质量平衡关系 可以建立涉及主相迁移量的平衡表达式，
需要收集的数据收集的数据包括模型验证的数据和用于模型输入的数据模型的计算过程共涉及到63个输入参数分为13个描述苯并a芘物理2化学性质的参数44个区域环境参数和6个表征系统输入量的参数大气和水平流过程中的输入浓度则取本地区的实测值苯并a芘在研究区域的来源当地系统向环境相中的排放和系统外大气和水的长距离平流输送工业燃油交通燃油工业含发电供热燃煤炼焦用煤家庭燃煤及天然气等
多介质归趋模型
我们把某种物质在各种介质中的持续 和运移统称为该物质在介质中的环境 归趋, 这种归趋不仅取决于农药本身固 有的性质(如蒸气压、水溶度、生物活 性等) , 而且还与外部的环境因素(如介 质性质和气候条件等) 密切相关，综合 考虑这些得出的一种模型即称为多介 归趋模型。
பைடு நூலகம்
归趋模型的背景
进入环境中的有机物，对动植物的危害性。 如果其进入环境后，可被分解为毒性小或 无毒，则对这类有机物处理得当，那么， 它就不属于禁用或严格控制之列，不但不 属于污染物，而且还是工农业生产的资源。 因此，研究水、土环境中各种有机毒物的 预测模型是一个十分重要的问题。预测归 趋模型可以帮助我们预测污染物在环境中 浓度的分布及通过各种迁移转化过程后的 最终归趋。
主讲人： 主讲人：eric 2011.1.4
一、环境介质的定义 二、多介归趋模型的介绍 苯并(a)芘归趋模型 三、苯并 芘归趋模型 四、环境多介质模型的发展
农药在环境中的多介质模型及其研究进展
安徽农 业科 学 ． ｕ ａｏ Ａ ｈｉ ｇｉＳｉ２０ ， ４ ２ ）５ １，３ ３ Ｊ ｒ ｌ ｆ ｎｕ Ａ ｒ ｃ ０６ ３ （０ ：３ １５ １ ｏ ｎ ． ．
责任 编辑 姜 丽 责任 校对 胡剑胜
农 药 在环 境 中的 多介质 模 型 及 其研 究进 展
难从 整体上 认识 环境 介质 变 化规 律及 农药 分 布状 态 ，同时
１ 迁移 。 ２
包括混合并稀释 、 平流和对流 、 扩散和弥散等。
自然界中有 ２ 种迁移现象： ①随机运动迁移 ； ②定向运动迁 移 。 种 迁移 都可 以从分 子水 平到 全球距 离 ， 微秒 到地质 ２ 从
年代 在较 宽 的尺度 范围 上发 生 。上 面提 到的扩 散 和弥散 都
究 进展 。
的了解 ， 要做到对真实环境体 系的有效预测是完全可能的。
运 用多 介质循 环 模型对 环 境 中农药 污 染进 行 预测 ，可 以求 得 农药 在环 境 系统各介 质 中 的浓度 分 布 、 种 迁移 转化 作 各 用 的过 程速 率 以及积 累量 、滞 留时 间等 重要 的 环境 化学 参 数。 同时 ， 多介 质循 环模 型 还可 以对一 种新 合成 农药 的 运用 环境 效应 进行 评价 ， 而 达到 防治 污染 的 目的 ， 从 为农 药的 管 理 和评价 提供 了一 个有 力 的技术 方法 和手段 。 ３ 多 介质环 境模 型的研 究 现状及 发展
的残留量 ， 至在 常年 不化 的冰层 中也检 出 ０ ４ ｇ ｇ 甚 ． ／ 滴滴 ０ｎｋ
涕 。因此 ， 究农药 在 多介质 环 境 中的迁 移 、 化 和预 测是 研 转 十 分必要 的… 。
２ 多介质模 型 的定 义与 建模 的意 义 农 药在 多介质 环境 中的循环 模 型是 研究 多 介质 环境 中 介 质 内及介质 单元 间农 药迁 移 、转 化和 环境 归趋 定 量关 系 的数 学 表达式 ，其 主要 特点 是 可 以将各 种不 同 的环 境介质 同导 致污 染物 跨介 质单 元边 界 的各 种过 程相 连接 ，并能在 不 同模 型结构 的水 平上 对这 些过程 公式 化 、 量化 。 定 这 类模 型虽 然数 学形 式 较为 复杂 ， 然而 ， 只要 对介 质 内 及介质 问农 药 的物理 、化 学性 质 和生 物过 程进 行较 为深入
环境多介质模型综述
环境多介质模型综述摘要：环境多介质模型可用于综合描述化合物在实际环境中的分配和迁移过程，是进行污染物环境归趋模拟和环境风险评价的有效工具。
本文在介绍了多介质模型类型的基础上，概述了部分多介质模型的结构和建模方法，并对其应用前景和发展趋势做了展望。
关键词：多介质环境模型；环境归趋；前景与展望环境中存在的各类污染物，其环境残留的潜在影响成为了公众健康优先考虑的问题之一。
为了解决这些污染物所造成的环境问题，测定其在环境中的污染水平是很有必要的，但是若对这些污染物在各种环境介质中的时空分布情况进行一一监测会消耗大量的人力和物力，可行性较低。
所以人们尝试建立数学模型来解决此问题。
上世纪50年代人们在大气、水或土壤等单一环境介质中建立了一些简单模型和公式来预测污染物在这些介质中的分配和归趋。
这是早期的对污染物环境分配行为的建模研究，属于单介质模型。
图1环境中污染物质的迁移循环我们生存的环境是由水、气、土、植物、动物等组成的一个联系紧密复杂的多介质系统，一般来说，污染物特别是有机污染物排出之后，不会固定在某一位置，而是要发生稀释、扩散、降解等一系列物理、化学、生物等过程，在各环境介质中进行迁移、转化和分配。
人们需要一个新颖的方法，在跨区域的多元环境介质之间以及大陆和全球范围下，研究化学品迁移的广泛特性。
也就是说，对环境污染物的研究不仅要考虑到在一个介质中化学物质的迁移和转化，而且还要考虑污染物在环境介质之间的迁移速率以及在土壤/水/空气界面水文地质过程。
图1简要描述了在环境中普遍的污染物质的迁移循环，在此应用背景下多介质环境模型的研究一经提出，就得到了迅速的发展和广泛的应用。
本文在介绍了多介质模型类型的基础上，概述了部分多介质模型的结构和建模方法，并对其应用前景和发展趋势做了展望。
1 常见多介质模型类型及构建方法多介质模型建模的基本结构如下图2所示，目前的环境多介质模型主要有如下几种：基于逸度方法的环境多介质模型、综合多介质空间分区模型(ISMCM)、单一介质空间链接模型(LSSMM)模型、基于轨迹计算的概率模型、基于神经网络与灰色理论的参数预测模型[7]等等。
环境化学(带)
环境化学是一门研究化学物质在环境中的存在、迁移、转化、归趋和影响的科学。
它是环境科学与化学的交叉学科，旨在揭示化学物质与环境的相互作用规律，为环境保护和污染控制提供科学依据。
本文将从环境化学的定义、研究内容、研究方法和发展趋势等方面进行阐述。
一、环境化学的定义环境化学是研究化学物质在环境中的行为、效应及其与环境相互作用的科学。
它关注化学物质在空气、水、土壤、生物等环境介质中的分布、迁移、转化、降解和生物可利用性等方面。
环境化学的研究对象包括自然环境中存在的化学物质和人类活动排放的化学物质。
二、环境化学的研究内容1.环境分析化学：研究环境中化学物质的检测、测定和监控方法，为环境化学研究提供数据支持。
2.环境污染化学：研究污染物的来源、排放、迁移、转化和归宿，探讨污染物的环境行为和生态效应。
3.环境生物化学：研究生物体与化学物质相互作用的规律，探讨化学物质对生物体的毒性、代谢和生物降解等过程。
4.环境催化化学：研究催化剂在环境污染物降解和资源化中的作用，为环境污染控制提供技术支持。
5.环境地球化学：研究地球表层环境中化学元素的分布、迁移和循环，探讨化学物质在地质历史演变中的作用。
6.环境化学污染控制：研究化学污染物的治理技术、政策和法规，为环境管理提供科学依据。
三、环境化学的研究方法1.采样与分析方法：采用现场采样、实验室分析和仪器检测等技术，获取化学物质在环境中的浓度、形态和分布等数据。
2.模型模拟方法：建立数学模型，模拟化学物质在环境中的迁移、转化和归趋过程，预测污染物的影响范围和程度。
3.实验室模拟方法：通过实验室模拟环境条件，研究化学物质的环境行为和生物效应。
4.现场监测方法：利用遥感、传感器等技术，实时监测环境中化学物质的浓度和分布。
5.联合研究方法：结合多种研究手段，从不同角度探讨化学物质与环境相互作用的过程和机制。
四、环境化学的发展趋势1.环境纳米化学：研究纳米材料在环境化学污染控制中的应用，探讨纳米技术在环境保护领域的潜力。
多介质--利用多介质模型研究有机氯农药的环境行为
有具有随机特征的输入参数在输入时作了同步随机化
处理 ,模型计算结果 (10 000次) 给出了模型不确定性
信息 。所有的输入参数均为标准正态分布 ,模型求得
2 研究方法
211 模型的框架 研究区域划分为大气 、水和沉积物三个主相 ,每个
主相又包括气 、水 、固等子相 。考虑到鱼体中有机氯农 药的吸收来自水体 ,所以模型中将鱼视为水的生物子 相 。同时把整个汇水盆地地表水的输入作为整个小海 系统污染物的源 。考虑到小海海域面积的复杂性 ,本 文把小海作为一个系统来研究 ,假设在系统内各种污 染物的浓度混合均匀 。为了消除空间的差异性 ,用所 采集的 9 个点的样品的平均浓度来代表小海的浓度水 平 。采样点分布见图 1 。
目前 ,学者们解决问题时大部分只局限在单一的 环境介质单元内 ,很难从整体上认识环境介质变化规 律及农药分布状态 ,同时也难以提出控制污染的有效 途径 。为解决持久性有机污染物的各种环境和生态问 题 ,建立快速 、准确的实时监测方法 ,测定持久性有机 污染物在环境各介质中的污染水平 ,是非常重要的 。 因此 ,研究者越来越关注污染物在多种介质的环境行 为 ,特别是跨界面的迁移特征 ,多介质环境模型在系统 模拟有机物迁移方面的优势逐渐显示出来[5～8] 。本文 主要通过研究小海湾地区有机氯农药在海水 、沉积物
312 有机氯农药在各相中的分布 模型的计算结果表明 ,在小海大气 、海水和沉积物
中 , p , p’2DDT 的浓度分别为 :01019 8gΠm3 、01016 8ngΠ L 、01313ngΠg ; p , p’2DDE : 01019 9 gΠm3 , 、01001 65 ngΠL 、 01124ngΠg ; p , p ’2DDD : 01001 98 gΠm3 、01004 68 ngΠL 、 01083 2ngΠg。从图 3 可以看出 ,三种有机氯农药在沉 积物中的浓度最高 ,占总环境滞留量的 99 %。这主要 是由于沉积物有机质含量高 ,且没有平流输出作用 ,对 有机氯农药具有很强的吸附作用 。3 种有机氯农药在 大气相中 ,颗粒物的浓度比大气高很多 ,但基于其微小 的比例 ,其滞留量仅占总量的 01211 % (以 p , p’2DDT 为例) 。而大气中的富集比例比大气中的悬浮物高出 1 个数量级以上 ,即 4117 % ; 水中悬浮物和生物的浓 度比水的高 ,特别是悬浮物的浓度比水的浓度高出 4 个数量级 ,但以水占绝对的优势 ,滞留量比悬浮物高出 1 个数量级以上 。沉积物颗粒物吸附有机氯农药比空 隙水多得多 ,滞留量占总量的 99 %以上 ,是小海中有 机氯农药最主要的“汇”。如果在评估区域有机氯农药 的总量的时候 ,可以直接以沉积物相代替 ,其他相可以 忽略 。虽然大气和水吸附的量在总滞留量中比例很 低 ,但考虑到可能直接通过食物或者呼吸进入人体 ,仍 能对人体健康构成威胁 。
多维视角 环境化学
多维视角环境化学
环境化学是研究环境中化学物质的来源、转化、迁移、转化、转化的科学，通过多维视角的研究可以更全面地了解环境中的化学过程和化学物质的行为。
在环境化学研究中，多维视角指的是从多个方面、多个层面来探究环境中化学物质的特性和影响。
首先，从时间维度来看，环境化学研究需要考虑化学物质在环境中的存在时间和分布情况。
化学物质的分布受到气候、地质、生物等因素的影响，不同时间段化学物质的浓度和分布会有所变化。
通过长期的监测和研究，可以揭示化学物质在环境中的迁移和转化规律，为环境保护和污染治理提供科学依据。
其次，从空间维度来看，环境化学研究需要考虑化学物质在不同环境介质中的行为。
化学物质在大气、水体、土壤、生物体等不同介质中的行为会有所不同，需要综合考虑多个环境介质的影响。
通过对不同环境介质中化学物质的分布和迁移规律的研究，可以更好地评估化学物质对环境和人体的影响，为环境管理和风险评估提供科学支持。
此外，从化学物质本身的特性来看，环境化学研究需要考虑化学物质的结构、性质和毒性等因素。
化学物质的结构和性质决定了其在环境中的行为和归趋，而化学物质的毒性则直接影响其对环境和生物体的危害程度。
通过对化学物质的结构-活性关系和毒性评价的研究，可以更好地了解化学物质的环境行为和风险，为环境保护和污染治理提供科学指导。
综合来看，环境化学的研究需要从多维视角出发，综合考虑时间、空间、化学物质本身的多个因素，以全面、系统的方式研究环境中的化学物质的行为和影响。
通过多维视角的环境化学研究，可以更好地保护环境、维护人类健康，促进可持续发展。
持久性有机污染物环境多介质空间分异模型研究进展_刘世杰
2011年 第6卷第2期,129-137生态毒理学报A si an Journal o f Ecotox icologyV o.l 6,2011N o .2,129-137收稿日期:2010-12-01 录用日期:2010-12-30基金项目:国家自然科学基金面上项目(41071355);国家重点基础研究发展规划(973)项目(2007CB 407307);中瑞合作项目(G J H Z0910) 作者简介:刘世杰(1986-),男,硕士研究生,主要从事环境管理方面的研究工作,E-m ai:l li us j 04@g m ai.l com;*通讯作者(Correspond i ngauthor),E-m ai:l yll u@rcees .ac .cn持久性有机污染物环境多介质空间分异模型研究进展刘世杰1,2,吕永龙1,*,史雅娟11.中国科学院生态环境研究中心城市与区域生态国家重点实验室,北京1000852.中国科学院研究生院,北京100049摘要:环境多介质空间分异模型能够对持久性有机污染物(POP s)在环境多个介质中空间尺度上的迁移转化和分配过程进行准确、细致和接近真实的描述,是进行PO Ps 的环境多介质归趋模拟和环境风险评价的重要工具。
将环境多介质空间分异模型分为环境多介质质量平衡空间区划模型和大气化学传输模型,对目前几种常用的环境多介质空间分异模型GLO B O-PO P 、C lM i oChe m 、BETR 、I M PACT 2002、G-C IE M S 、M SCE -POP 和DE HM-POP 模型的基本情况进行了介绍,并分析了这些模型近十年来在国内外的开发和应用情况。
对当前国内外环境多介质空间分异模型研究中存在的不足进行了分析,指出监测手段的落后、基础环境参数的不足和实验数据的稀缺是制约国内此类模型发展的主要因素,并对环境多介质空间分异模型的开发和应用前景进行了展望。
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c：污染物的浓度，mol·m-3
f： 逸度，Pa Z：逸度容量，mol·m-3·Pa-1
Z值的计算，见下表。
三、逸度
环境相 Z值/（ mol·m-3·Pa-1 ）
各符号的物理意义
空气
ZA = 1/(RT)
R：摩尔气体常数 T：绝对温度
水
ZW = 1/KH = ZA/KAW KH：亨利定律常数KAW：气/水分配系数
二、表层土壤模型
表层土壤模型可以用来模拟污染物在土壤中的降解、 挥发和渗滤等过程，评价各种迁移转化过程的相对 重要性，污染物在土壤中的持久性和最终归趋，以 及预测各种修复措施使土壤恢复到可接受的污染程 度和所需要的时间。
土壤中有四个相：空气、水、有机质、矿物质。
1、降解过程 2、渗滤过程 3、挥发沉降
矿物质 ZMM = KMMZW(ρMM/103） ρMM:矿物质的密度，103 Kg·m-3 KMM：矿物质分 配系数，L·Kg-1
生物相
ZB = LZL
L：类脂的体积分数
三、逸度
根据估算Z值的方法，遵循以 f 值作为判别平衡 标准的原则，就可以进行多介质平衡分配的计算 。
例题见教材p298页。
第二节 污染物在环境中的迁移转化过程
一、空气-水交换模型
空气-水交换模型可以用来估算污染物在污水处理池、 池塘、湖泊中的损失，污染物在大气中的沉降速度 ，从而解释空气和水中污染物浓度变化趋势以及确 定其迁移方向和速度。
该模型中考虑四个传质过程： 1、空气-水界面的扩散过程、蒸发作用和吸收过程 2、污染物随气溶胶的干沉降过程 3、污染物随降雨的湿沉降 4、污染物随气溶胶的湿沉降
第七章 多介质环境模型
内容
第一节 基本概念 第二节 污染物在环境中的迁移转化过程 第三节 多介质环境逸度模型的类型及计算 第四节 代表性的多介质环境逸度模型
内容
第一节 基本概念
一、多介质环境系统 二、稳态和平衡 三、逸度
一、多介质环境系统
环 境 介 质 (Environmental Media), 相 (Phase ， Com环pa境rtm的e组nt成) 非常复杂，由一系列彼此相连的环境 介质或环境相来组成，如大气、土壤、湖泊、河流 、海洋、湖底沉积物、湖中悬浮物及水或土壤中的 生物多体介等质。环境系统：具有两种或两种以上环境介质 的系均统相。：如浅塘中充分混合的水，无浓度梯度、温 度梯度；
m
一、污染物在环境中的迁移过程
（2）相内湍流或涡流扩散 （3）非稳态扩散 （4）在多孔介质中的扩散 （5）相间扩散过程
二、污染物在环境中的降解反应
对于整个环境而言，污染物只有通过降解反应才能 真正的被
去除。描述污染物降解反应过程的动力学中，应用
一最级多反d的应c是动/力d学t： kc
ct c0 exp(kt b)
三、底泥-水交换模型
该模型可以用来估算污染物被底泥积累或释放的速率 、底栖生物体内污染物的浓度，评价污染物不同迁 移过程的重要性以及污染恢复时间。
该模型有以下几个过程： 底泥沉降；底泥再悬浮、底泥掩埋、水体和空隙水间
的扩散交换、底泥中的反应、灌溉。
四、QWASI模型
QWASI模型描述了点源排放、河水流入和大气沉降所 引入的污染物在湖泊和河流中的多介质环境行为。
辛醇
ZO = ZWKOW
KOW ：正辛醇/水分配系数
类脂
ZL = ZO
KQA ：气溶胶/空气分配系数
气溶胶
ZQ = KQAZA
KOC：土壤吸附系数，L·Kg-1
有机碳 ZOC = KOCZW(ρoc/103） ρoc:有机碳的密度，103 Kg·m-3
有机质 ZOM = KOMZW(ρoM/103） KOM：有机质分配系数，L·Kg-1 ρoM:有机质的密 度，103 Kg·m-3
一、污染物在环境中的迁移过程 二、污染物在环境中的降解反应
一、污染物在环境中的迁移过程
1、平流 环境中发生的平流过程是由于污染物存在于一种流
动的介质 中而随之进行的直接迁移过程。
f I / GiZi 污染物在环境介质中发生平流过程的计算： p299300 f 表示污染物达到平衡时的逸度，i 代表空气、水等 环境相。 如果污染物的总物质的量nT，其每个分子在该稳态系 统中的停留时间为：τ= nT /I 停留时间（滞留时间）：污染物在某特定环境系统中
t
1 2
0.693/
k
第三节 多介质环境度模型的类型及计算
一、多介质环境逸度模型的基本原理 二、多介质环境逸度模型的分级 三、多介质环境逸度模型的计算
一、多介质环境逸度模型的基本原理 质量守恒是建立多介质环境模型最基本的原理。 质量平衡方程分为三类： 1、封闭系统，稳态方程
n ciVi ZifiVi
I I 2、开放系统，稳态方程 in out
3、d非c稳/ c态t方程Iin Iout
二、多介质环境逸度模型的分级
1、Ⅰ级多介质环境逸度模型 Ⅰ级模型对应的是稳态、平衡、无流动环境系统，封
闭环境
2、Ⅱ级多介质环境逸度模型 Ⅱ级模型对应的是稳态、平衡、有流动环境系统，开
放系统
3、Ⅲ级多介质环境逸度模型 Ⅲ级模型对应的是稳态、非平衡、有流动环境系统
2、模型输入参数 （1）环境参数 （2）污染物的性质数据
三、多介质环境逸度模型的计算
3、模型构建和计算
4、模型验证
5、模型的灵敏度和不确定性分析 灵敏度：模型输出对模型参数改变的响应 不确定性分析：模型输入的不确定性对预测结果可靠
性的影响
第四节 代表性的多介质环境逸度模型
一、空气-水交换模型 二、表层土壤模型 三、底泥-水交换模型 四、QWASI模型 五、全球分布模型
一、污染物在环境中的迁移过程
环境中，污染物可以通过以下几种平流过程输入和 输出：
1. 空气的输入和输出 2. 水的输入和输出 3. 水中存在的颗粒物和生物的输入和输出 4. 水从表层土壤渗入地下（地下水补给） 5. 空气中存在的气溶胶的输入和输出 6. 空气从对流层向平流层迁移，即空气的垂直运
动 7. 底泥的掩埋
一、污染物在环境中的迁移过程
2、扩散 分子热运动引起的热力学自发的增墒过程。
（1）相内的分子扩散
cd A
J B A
M dy
JA：A在单位面积上的扩散通量， mol·m-2·h-1
BM：A在介质B中的分子扩散系数， dmcA2·h-1 dcyA：：介A质沿B扩中散A方的向浓的度浓，度m梯ol·度m-3 y：A分子在扩散方向上经过的距离，
4、Ⅳ级多介质环境逸度模型
三、多介质环境逸度模型的计算
1、模型的基本结构 构建模型时需要用假设来简化真实的环境系统： （1）环境体系由多个环境主相和若干子相组成 （2）任一时刻，每个环境主相的污染物呈均匀分布，
各子相 之间的逸度关系符合平衡稳态，逸度值在同一时刻处
处相等。 （3）环境主相之间处于动态不平衡状态
非均相：性质不均一 (如土壤、沉积物)
二、稳态和平衡
稳态（stable）：所研究体系中各个相的性质和状 态是恒定的，不随时间变化。
平衡（equilibrium）：系统中每一相的浓度（或温 度、压力）保持稳定，而且化合物没有在各相间发生 质量净迁移的趋势。
注意稳态和平衡的区别。
三、逸度
逸度：是一个热力学量，指实际气体对理想气体的校正压力， 或者说是物质脱离某一相的倾向的大小，用 f 表示，可以作 为判别污染物在环境各相间是否达到平衡的一个标准。
1、湖泊中污染物归趋的QWASI模型 该模型适用于水流和颗粒物流均匀混合的水体。
2、河流中污染物归趋的QWASI模型 3、多段QWASI模型
五、全球分布模型