唐宏智， 席英偉，蔣 梅，張 靜

(1.四川嘉盛裕環(huán)保工程有限公司,成都 610091；2.四川省生態(tài)環(huán)境監(jiān)測總站，成都 610091；3四川農(nóng)業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，成都 610091)

眾所周知，水資源是人類生存的生命線，人類的發(fā)展與水資源息息相關(guān)，據(jù)2013年新聞報道：我國水資源中有33%是地下水，而且地下水中已經(jīng)遭受了嚴(yán)重污染的占3/5，只剩10%還未被污染。我國淺層地下水具有污染程度深且污染速度快的屬性，所以在資源開發(fā)過程中保護地下水資源是刻不容緩的[1-2]。

礦山開發(fā)與國民經(jīng)濟發(fā)展息息相關(guān)，而礦山開采或洗選過程中產(chǎn)生的廢石或尾礦已成為主要的地下水污染源[3～5]。在鐵礦開采過程中，容易引起一系列的生態(tài)環(huán)境問題，例如，破壞周圍的土地植被、廢石淋溶水污染地下水、導(dǎo)致水土流失，特別是礦山開采過程中的廢石和洗選過程中尾礦，對地下水水質(zhì)污染不容忽視。在鐵礦開采過程中排放的生活污水、選礦廢水、尾礦庫滲濾液，廢石場淋濾液，都有污染地下水的潛在風(fēng)險，甚至礦山的開采工程也對地下水有很大的影響，一方面可能改變了原來的地下水含水層和地下水流向，另一方面可能降低地下水位[6～8]。地下水污染不僅隱藏度高，而且污染后治理難度大，難以恢復(fù)[9-10]。如礦山開采過程中破壞脆弱的地下水環(huán)境，治理地下水污染將會付出沉重的代價。因此，預(yù)測鐵礦廢石場淋溶廢水對表層地下水潛水含水層的影響，將具有重要的意義[11～14]。

本文以西南地區(qū)某鐵礦廢石場為研究對象，通過構(gòu)建水文地質(zhì)概化模型、地下水和溶質(zhì)運移數(shù)學(xué)模型，基于有限差分方法，來預(yù)測3種污染物在表層地下水潛水含水層的運移過程和濃度的變化。

1 研究區(qū)域概況

礦區(qū)地處云貴高原西北邊緣的山丘陡坡地帶，地勢西高東低，海拔最高點龍?zhí)扼淅习? 249.7 m，海拔最低點觀音廟水庫溝1 880.0 m，相對高差569.7 m，為中高山深切割地貌，坡陡溝深，坡度50°～70°。研究區(qū)域的年平均氣溫15.2℃,最高氣溫34.7℃，最低氣溫-5.8℃，主導(dǎo)風(fēng)向為南北風(fēng)。年降水量1 160 mm(3.178)以上，多集中在7、8、9月。

根據(jù)礦區(qū)水文地質(zhì)調(diào)查資料，礦區(qū)表層地下水為第四系松散巖類孔隙水，其流場主要由地勢特征限制，受大氣降水補給，經(jīng)短暫徑流，于溝谷最低排泄基準(zhǔn)面以泉水方式排泄。深層地下水為變質(zhì)巖類裂隙水，主要受地形、構(gòu)造和地表水系流向等因素控制，在補給區(qū)埋深較大，該類含水層屬于承壓水，主要接受山脊地區(qū)露頭降雨補給[15]，部分降雨由淺層風(fēng)化裂隙徑流至溝谷等地勢較低位置呈泉、泄流方式排泄，部分降雨經(jīng)淺層風(fēng)化裂隙徑流至構(gòu)造及層間裂隙，沿構(gòu)造裂隙發(fā)育方向運移至下游以泉的方式排泄。

2 模型建立

本文構(gòu)建水文地質(zhì)概念模型，并使用有限差分法求解研究區(qū)的地下水穩(wěn)定流場，模擬污染物在地下水中的遷移。

2.1 水文地質(zhì)概念模型

在研究區(qū)域內(nèi)無地下水開采，地下水自東南向西北流動，地下水的流向及流速相對穩(wěn)定，因此將研究區(qū)的地下水系統(tǒng)概化為穩(wěn)定地下流系統(tǒng)。研究區(qū)域位于高山峽谷地帶，區(qū)域內(nèi)地表水分水嶺明顯，同時可作為地下水分水嶺，如圖1所示。研究過程中，以包括廢石場的完整水文地質(zhì)單元作為研究范圍，以周邊山脊線概為隔水邊界，在廢石場的西面有自南向北流向的溪溝1，廢石場南側(cè)有自東南向西北流向的溪溝2，模擬過程中將這兩條溪溝設(shè)為定水邊界。研究區(qū)頂部邊界取在地表，接受大氣降雨補給，研究區(qū)域底部為完整結(jié)構(gòu)不風(fēng)化的基巖，邊界地層結(jié)構(gòu)完整，透水性弱，可以概化為隔水底板。

圖1 水文概念模型圖Fig.1 Hydrological conceptual model

2.2 穩(wěn)定流數(shù)學(xué)模型

本次研究基于滲流基本方程和二維對流-彌散方程，采用有限差分法，使用MGWT軟件模擬鐵礦廢石場淋溶水對下游地下水水質(zhì)的影響。

根據(jù)研究地區(qū)巖層情況，可以把地下水當(dāng)作平面二維問題。根據(jù)達(dá)西定律，對其建立起二維穩(wěn)定流形式的控制方程如式(1)所示[16-17]。

(1)

式(1)中，w為垂直邊界面的方向；K為滲透系數(shù)，m/d；H為總水頭，m；z為含水層水位標(biāo)高，m；ε為源匯項，d-1；D為滲流區(qū)范圍，h為定水邊界水頭，m；μ為重力給水度；H0為含水層初始水位，m；p(x,y,t)為第二類邊界的單寬流量，m2/s，流入為正，流出為負(fù)，隔水邊界為0；Γ1為模型定水邊界；Γ2為模型側(cè)向邊界。

2.3 溶質(zhì)運移數(shù)學(xué)模型

本次研究，污染物在地下水的運移進程中，不考慮其在含水層發(fā)生揮發(fā)、交換、生物化學(xué)作用，主要考慮因為濃度梯度和地下水的流動引起的分子擴散和水力彌散，溶質(zhì)運移控制方程[18]如下。

(2)

式(2)中，Dx、Dy分別為水平方向、垂直方向的水動力彌散系數(shù)，m2/d；為含水層有效孔隙率，無量綱；μx、μy分別為水平、垂直方向上的地下水流速，m/d；流速μx或μy，如式(3)所示[18]。

(3)

式(3)中，H為總水頭;Kx為水平方向滲透系數(shù)，m/d;Ky為垂直方向滲透系數(shù)，m/d。

水動力彌散系數(shù)分為機械彌散系數(shù)與分子擴散系數(shù)，由式(4)和(5)得到[18]，

(4)

(5)

式(4)和式(5)中，R′為分子擴散系數(shù)，m2/d；L1為機械彌散系數(shù)m2/d；L2為分子彌散系數(shù)，m2/d；μ為地下水流速，m/d；μx為地下水水平速度，m/d，μy為地下水垂直速度，m/d。

2.4 邊界條件及本底濃度

邊界條件是滲流區(qū)邊界所處的條件，滲流區(qū)內(nèi)水流與其周圍環(huán)境是相互限制的關(guān)系。一般以地表高程作為初始水位，本研究將區(qū)域內(nèi)的溪溝作為定水頭邊界，四周邊界均為隔水邊界。

研究范圍內(nèi)的本地濃度選擇地下水實測資料，在研究區(qū)域共布設(shè)5個地下水現(xiàn)狀監(jiān)測點位，共監(jiān)測兩天，監(jiān)測結(jié)果表明鉛、鎘濃度低于檢出限(采用電感耦合等離子體質(zhì)譜法)，鉛、鎘初始濃度設(shè)為0，總鐵的初始濃度取其最大值0.08mg/L(采用原子吸收光譜法)。

2.5 模型參數(shù)確定

2.5.1 含水層厚度

根據(jù)項目地質(zhì)勘察報告，區(qū)域上含水層主要為第四系松散堆積層中的孔隙水，因此，本次預(yù)測含水層厚度選擇30m。

2.5.2 滲透系數(shù)

廢石場中的廢水滲透穿過庫底后，將進入第四系孔隙潛水含水層組，根據(jù)水文地質(zhì)勘查報告資料，評價區(qū)域內(nèi)第四系滲透系數(shù)介于4.5×10-4～7.1×10-4cm/s(0.388 6～0.610 3 m/d)，平均滲透系數(shù)5.78×10-4cm/s，即0.499 4 m/d。

2.5.3 潛水含水層有效孔隙度

根據(jù)水文地質(zhì)勘查報告及相關(guān)經(jīng)驗研究，確定評價范圍內(nèi)第四系有效孔隙度取值0.15[19～22]。

2.5.4 彌散系數(shù)

污染物在地下水中的彌散系數(shù)測定較為困難，通常類比gelhar L.W在“A Critical review of data on field-scale dispersion in aquifers”一文中的彌散度[23]，通過經(jīng)驗公式計算其彌散系數(shù)。本次研究中第四系孔隙潛水含水層的縱向彌散度類比取值如表1所示。

表1 彌散度類比取值表Tab.1 The dispersion analogy value table

通過類比得縱向彌散度為3，其中經(jīng)驗研究表明縱向彌散度為橫向彌散度的0.1倍，則橫向彌散度為0.3。

2.5.5 污染物源強

根據(jù)礦山廢石毒性浸出(水浸)結(jié)果，廢石淋溶水主要成分如表2所示，本次研究選擇浸出濃度超過《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T14848-2017)中Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)限值的總Fe、Pb及Cd作為其預(yù)測因子。

表2 本項目廢石毒性浸出試驗Tab.2 Waste rock toxicity leaching test of this project (mg/L)

假設(shè)廢石場未進行防滲處理，廢石場淋溶水連續(xù)下滲進入第四系潛水含水層系統(tǒng)。模擬過程中，將廢石場概化為特定網(wǎng)格。

3 模擬結(jié)果與討論

正常狀況下，廢石場進行一般防滲，其底部鋪設(shè)了15cm厚的P8級防滲混凝土，其上設(shè)置淋溶水集排系統(tǒng)，正常狀況下淋溶水通過集排系統(tǒng)排出場外，不具備下滲的水力條件。在非正常狀況下，廢石場底部防滲混凝土出現(xiàn)10%的裂縫，廢石淋溶水通過裂縫下滲至地下水潛水含水層。本次模擬廢石場非正常狀況運行100 d，365 d，1 000 d，3 650 d，污染物在地下水中的運移情況。同時，探討在地下水下游的4個敏感點的污染物濃度變化。

3.1 Fe離子模擬結(jié)果

在非正常工況下，模擬廢石場運行100 d，365 d，1 000 d，3 650 d，F(xiàn)e在地下水中的運移情況，F(xiàn)e模擬結(jié)果如圖2所示。

圖2 Fe在各時期的濃度分布圖Fig.2 Concentration distribution of Fe in each period

根據(jù)圖2可知，廢石場在非正常情況運行365 d后，會形成污染暈，并且Fe濃度有上升的趨勢，污染暈移動方向與地下水流動趨勢一致，主要由東向西遷移，向溪溝靠近。在1 000 d時，污染物在地下水濃度已經(jīng)達(dá)到了0.5mg/L，且污染的范圍較大。污染物匯入溪溝2后，沿著溪溝有從東南向西北遷移的趨勢，隨著污染物在溪溝中的擴散和彌散，污染物濃度逐漸減少，在3 650 d時，在溪溝1和溪溝2匯合處附近形成了非常小的污染暈，污染暈的中心濃度輕微超出《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T14848-2017)Ⅲ類水體標(biāo)準(zhǔn)(0.3mg/L)。

根據(jù)圖3可知，在敏感點1和敏感點2都出現(xiàn)污染物濃度先顯著增大再迅速減小的現(xiàn)象，敏感點3和敏感點4，污染物濃度先開始緩慢增大，然后迅速上升，最后逐漸下降。在敏感點1和敏感點2污染物濃度最后都逐漸穩(wěn)定在0.08mg/L和0.1mg/L，敏感點3和敏感點4在10年后還有下降的趨勢。在四個敏感點Fe的最大濃度分別為0.215 6mg/L、0.158 8mg/L、0.293 8mg/L、0.200 9mg/L都滿足了《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T14848-2017)Ⅲ類水體標(biāo)準(zhǔn)，所以4個敏感點并未出超標(biāo)現(xiàn)象，但是在敏感點3，1 862 d時達(dá)到了最大濃度0.293 8mg/L，只略微低于《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T14848-2017)Ⅲ類水體標(biāo)準(zhǔn)(0.3mg/L)，等標(biāo)污染負(fù)荷為0.979。

圖3 在4個敏感點Fe濃度變化Fig.3 Fe concentration changes at 4 monitoring points

3.2 Pb離子模擬結(jié)果

在非正常工況下，模擬廢石場運行100 d，365 d，1 000 d，3 650 d，Pb在地下水中的運移情況，Pb模擬結(jié)果如圖4所示。

根據(jù)圖4可知，廢石場非正常情況運行情況下，在365 d時，已經(jīng)形成較大污染暈，并且污染物在地下水水中最高濃度達(dá)到了0.045mg/L，已經(jīng)嚴(yán)重超出GB/T14848-2017Ⅲ類水體標(biāo)準(zhǔn)(0.01mg/L)。污染暈的中心沿地下水流動趨勢，由東向西遷移，污染物在進入溪溝前，污染暈中心濃度升高，在1 000 d時，污染物濃度已經(jīng)達(dá)到0.07mg/L，遠(yuǎn)遠(yuǎn)超出標(biāo)準(zhǔn)的600%，且污染的范圍很大。在污染物進入溪溝后，污染物的濃度有略微衰減現(xiàn)象，但在3 650 d時，依然存在污染暈，且污染暈的中心濃度達(dá)到了0.035mg/L，已經(jīng)遠(yuǎn)遠(yuǎn)超出標(biāo)準(zhǔn)，但污染的范圍有所變小。

根據(jù)圖5，4個敏感點的Pb最大濃度都已經(jīng)超出GB/T14848-2017Ⅲ類水體標(biāo)準(zhǔn)(0.01mg/L)，在敏感點1，433 d達(dá)到了最大濃度0.022 99mg/L，在敏感點2，在676 d時達(dá)到最大濃度0.013 39mg/L，特別在敏感點3，在1 863d時達(dá)到了最大濃度0.036 24mg/L，已經(jīng)超出標(biāo)準(zhǔn)的262.4%，敏感點4,在2516 d時，達(dá)到了最大濃度0.0205mg/L。在10年后敏感點1污染物濃度趨近于0mg/L，敏感點2污染物濃度趨近于0.003mg/L，敏感點1和敏感點2不存在污染地下水風(fēng)險；在敏感點3最后污染物濃度高于0.02mg/L，敏感點4最后污染物濃度在0.015～0.020mg/L，所以10年后敏感點3和敏感點4污染物濃度超標(biāo)。

3.3 Cd離子模擬結(jié)果

在非正常工況下，模擬廢石場運行100d，365d，1 000d，3 650d，Cd在地下水中的運移情況，Cd模擬結(jié)果如圖6所示。

根據(jù)圖6可知，Cd在365d時，在廢石場附近存在污染暈，在1 000d時，污染物濃度達(dá)到了0.012mg/L，已經(jīng)嚴(yán)重超出標(biāo)準(zhǔn)的140%，污染暈的位置靠近溪溝2，說明污染物與地下水的流動趨勢一致，污染物主要由東向西遷移。污染物隨地下水流動遷移到溪溝2附近，污染物進入溪溝2后，沿著溪溝，由東南向西北遷移，污染物濃度有衰減現(xiàn)象，在3 650d時，Cd在溪溝2中存在較小的超標(biāo)范圍，并且在溪溝1與溪溝2匯合后下游的附近，也存在很小的污染超標(biāo)區(qū)域，兩處污染區(qū)域的污染物最高濃度在0.006mg/L，略微高于標(biāo)準(zhǔn)。所以在10年后Cd不能滿足《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T14848-2017)Ⅲ類水體標(biāo)準(zhǔn)(0.005mg/L)。

根據(jù)圖7，敏感點1和敏感點2，Cd濃度先顯著升高再迅速減小，后期逐漸平緩穩(wěn)定，在敏感點3和敏感點4，Cd濃度先逐漸上升然后逐漸下降。四個敏感點的最大濃度分別為，0.003 941mg/L、0.229 6mg/L、0.006 211mg/L、0.003 514mg/L，只有第三個敏感點出現(xiàn)最大值濃度超標(biāo)現(xiàn)象，1 816 d時達(dá)到最大濃度0.006 211mg/L，輕微超出《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T14848-2017)Ⅲ類水體標(biāo)準(zhǔn)(0.005mg/L)，廢石場非正常工況運行10年后，敏感點3的濃度在0.004mg/L附近，并未超標(biāo)，不存在污染地下水的風(fēng)險。

圖7 在4個敏感點Cd濃度變化Fig.7 Cd concentration changes at 4 monitoring points

4 結(jié) 論

以有限差分方法為手段建立穩(wěn)定流模型和運移模型，采用地下水MGWT軟件(Matlab Groundwater Tools)來對3種污染物(Fe、Pb、Cd)在廢石場非正常工況下進行溶質(zhì)運移進程模擬，模擬結(jié)果說明：廢石場在非正常工況運行下，3種污染物的運移趨勢與地下水流向一致，污染物進入溪溝后，在溪溝中，由于分子擴散和彌散作用，污染物有一定的衰減的趨勢。

在模擬過程中，F(xiàn)e、Pb、Cd都出現(xiàn)超標(biāo)現(xiàn)象，會在地下水下游方向形成污染暈，廢石場非正常工況運行10年后，F(xiàn)e、Pb、Cd依然存在超標(biāo)范圍，使得地下水質(zhì)不能滿足《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T14848-2017)中Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)限制要求，但三種污染物中Pb、Cd污染地下水更為嚴(yán)重，超出標(biāo)準(zhǔn)較多，污染范圍較大。

4個敏感點，非正常工況運行10年后，只有Pb在敏感點濃度超出標(biāo)準(zhǔn)，其他污染物在敏感點都滿足《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T14848-2017)中Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。