王松濤，楊 霄，王 叢，賈 超，王輝輝，劉建章

（1.山東省地質(zhì)礦產(chǎn)勘查開發(fā)局第四地質(zhì)大隊，山東濰坊261021；2.山東大學海洋研究院，山東青島266237）

0 引 言

隨著我國經(jīng)濟的快速發(fā)展和人口的快速增長，近幾年垃圾產(chǎn)量的增長速度幾乎與GDP 相當［1］。由于衛(wèi)生填埋法較為經(jīng)濟實用且技術成熟簡便和處理量大［2，3］，多數(shù)國家依舊使用衛(wèi)生填埋方法來處理城市生活垃圾［4］。垃圾處理過程中會產(chǎn)生成分復雜且高濃度的垃圾滲濾液［5］。一旦防滲措施失效，滲濾液會進入土壤、地表水和地下水，導致水土環(huán)境質(zhì)量惡化，有機物等還會產(chǎn)生空氣污染，最終都會威脅居民的身體健康［6，7］。近年來城市生活垃圾的堆放和處理引發(fā)的地下水污染較為常見［8］。地下水流動緩慢，污染通道隱蔽，污染一旦形成，會產(chǎn)生嚴重的環(huán)境和安全問題，后期治理的難度和成本極高［9］。預測和控制垃圾填埋場滲濾液對地下水的污染并對污染進行治理已成為地下水相關領域研究的熱點。

地下水流模型和溶質(zhì)運移模型是識別污染物時空分布狀態(tài)、確定污染物濃度變化和遷移去向的重要手段，能夠為地下水水量、水質(zhì)的定量評估和污染物的防控修復提供參考依據(jù)［10-12］。地下水溶質(zhì)運移模型研究始于在20世紀60年代，國外學者首先利用數(shù)學模型研究水質(zhì)的變化［13］，直到80年代，國內(nèi)學者開始研究污染物在地下水中的遷移變化［14］。趙貝等［15］通過研究給出了河南某填埋場滲濾液中Cl-在30年內(nèi)的污染羽遷移范圍。趙春蘭等［16］采用了MODFLOW 和MT3D 軟件，模擬分析了冕寧縣漫水灣填埋場滲濾液中COD 和NH3-N 在正常工況和事故工況條件下的遷移過程。

本文以山東省某生活垃圾填埋場為例，在研究場區(qū)水文地質(zhì)條件的基礎上，基于GIS平臺，結合MODFLOW 和MT3DMS程序包建立研究區(qū)三維地下水數(shù)值模型，進行地下水流場和污染物的數(shù)值模擬。以氨氮和硝酸鹽作為污染預測因子，模擬分析垃圾填埋場注漿前后十五年內(nèi)滲濾液污染物的遷移情況，為填埋場內(nèi)的注漿修復工作提供科學指導。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于山東省低山丘陵區(qū)，地形南高北低，起伏變化較大，最高海拔為184 m；北部為沖積、洪積平原海拔最低為48 m。研究區(qū)內(nèi)垃圾掩埋場建于2004年，設計日處理能力為500 t，已填筑垃圾約800 萬t。

圖1 研究區(qū)地理位置圖Fig.1 Geographical location map of the study area

該區(qū)域地貌屬于丘陵地貌。經(jīng)過長期風化剝蝕，多以起伏不大的孤丘緩嶺為主，植被繁茂，巖體風化程度中等。根據(jù)賦存類型，垃圾場附近地下水主要包括松散巖類孔隙水、老地層風化裂隙水和深層巖溶水。松散巖類孔隙水主要分布于山前沖洪積平原區(qū)，山地溝谷的坡積或洪積層中，是研究區(qū)分布最廣泛的一類地下水。老地層風化裂隙水位于玄武巖和花崗巖分布區(qū)，透水量較少。深層巖溶水賦存于構造裂隙中，巖性多為灰?guī)r，灰?guī)r夾砂巖、頁巖。地下水主要補給來源為大氣降水入滲及上游地下水徑流補給，地下水流向總體為北東向，與區(qū)域地下水流向一致。

該區(qū)域氣候?qū)俦睖貛Т箨懠撅L型氣候，1980-2018年平均氣溫約13 ℃，1月最冷，平均氣溫約在-2 ℃，最低氣溫約-14 ℃（2008年1月6日）。7-8月最熱，最高氣溫達40 ℃（2009年7月23日）。1980-2019年平均降水量611.94 mm，極端日降水量在1997年8月20日，為172.7 mm。夏季降水量占全年60%，春季降水量占全年10%～15%，經(jīng)常發(fā)生春旱。

2 原理與方法

2.1 數(shù)學模型

USGS MODFLOW 是國內(nèi)外領先的基于有限差分法的三維地下水流模型。三維空間中地下水在孔隙介質(zhì)內(nèi)的流動可用如下的偏微分方程來表示［17，18］：

式中：Kxx、Kyy和Kzz分別為滲透系數(shù)在x、y和z軸方向上的分量，m/d；h為含水層的水位標高，m；W為源匯項，1/d，是單位時間從單位體積含水層流入或流出的體積流量，+代表源，-代表匯；Ss為多孔介質(zhì)的貯水率或釋水率，1/m，是地下水含水層水頭降低一個單位時所能釋出的水量；t為時間，d。

MT3DMS 是一個三維地下水溶質(zhì)運移模型，該模型基于有限差分法求解溶質(zhì)運移的偏微分方程，可以模擬地下水流系統(tǒng)中污染物的對流、彌散和化學反應。描述溶質(zhì)運移的偏微分方程式如下所示［19］：

式中：R為污染物的滯留因子（無量綱）；C為污染物的濃度，kg/m3；t為時間，d；xi、xj為污染物沿x、y方向上的距離，m；Dij為水動力彌散系數(shù)張量，m2/d；vi為滲流速度，m/d；qk為單位體積含水層流入和流出的體積流量，1/d；Ck為污染物流入或流出的濃度，kg/m3；n為地下介質(zhì)的孔隙度（無量綱）；δ為地下含水系統(tǒng)的干容重，kN/m3；s為污染物運移過程中被吸附的濃度，kg/m3；λ為一階化學反應或生物降解速率常數(shù)（無量綱）。

2.2 水文地質(zhì)概念模型

模擬區(qū)域面積約為40.66 km2，在地下水模型中，將研究區(qū)地下水系統(tǒng)概化為三層：第一層主要為松散巖類孔隙水；第二層為弱透水層；第三層主要為碳酸鹽類裂隙巖溶水。根據(jù)地層結構的分析，水平方向上，研究區(qū)西南和東北邊界分別為側(cè)向補給邊界和側(cè)向排泄邊界。在垂向上，松散巖類孔隙水作為上邊界，地下水系統(tǒng)通過該邊界與系統(tǒng)外進行水量和水質(zhì)交換，模型底邊界為隔水邊界。研究區(qū)的含水層主要接受大氣降水補給和側(cè)向補給，排泄方式主要為人工開采和蒸發(fā)。根據(jù)已有的地質(zhì)勘探資料，以及各監(jiān)測點的地下水水位數(shù)據(jù)，基于GIS平臺，利用空間插值法繪制區(qū)內(nèi)地下水等水位線圖，作為研究區(qū)地下水的初始流場。

2.3 地下水和溶質(zhì)運移模型的建立

基于GIS 平臺，結合MODFLOW 和MT3DMS 程序包來建立研究區(qū)的地下水流數(shù)值模型和溶質(zhì)運移模型。其中，MODFLOW 程序包用于解決地下水運動問題，它能夠預測水位和流向未來的變化。MT3DMS 程序包用于確定污染物的遷移和分布，它利用數(shù)據(jù)文件與MODFLOW 程序進行通信，與已知的地下水運動聯(lián)系起來以確定地下水中污染物的分布和運動。剖分網(wǎng)格時，將研究區(qū)在平面上按Δx=Δy=200 的網(wǎng)格剖分，在垂向上則分為三層，共剖分成了120 000 個單元。為考慮污染物最大影響的可能性，模型計算時忽略吸附、溶解、化學反應及溫度等效應，在對流彌散作用下建立垃圾場主要污染因子的三維運移控制方程。

2.3.1 水文地質(zhì)參數(shù)

場區(qū)第四系土層主要為素填土、黃土及粉質(zhì)黏土，厚度一般1～6 m，最大達25 m。該層結構松散，滲透性較好。場區(qū)內(nèi)巖石主要為頁巖、泥灰?guī)r及石灰?guī)r。根據(jù)鉆探資料，場區(qū)巖石風化帶厚度較大，裂隙較發(fā)育，灰?guī)r中溶蝕現(xiàn)象較發(fā)育，在鉆探過程中常有漏水現(xiàn)象，尤其在場地南部的灰?guī)r中漏水現(xiàn)象最為嚴重。根據(jù)垃圾場區(qū)內(nèi)的注水試驗、壓水試驗以及手動試錯和PEST參數(shù)反演程序相結合的方法，最終得到了場區(qū)內(nèi)不同地層的水文地質(zhì)參數(shù)如表1所示。

表1 模型各層水文地質(zhì)參數(shù)Tab.1 Hydrogeological parameters of each layer in the model

在溶質(zhì)運移模型中，由于研究區(qū)位于山前，附近地下水流速較高，主要進行機械彌散運動，而分子擴散系數(shù)較小，可忽略不計［20］。根據(jù)研究區(qū)的水文地質(zhì)和工程地質(zhì)勘探資料，縱向、橫向和垂向上的彌散度分別為10、1.5和0.1 m。

2.3.2 模型的識別和驗證

對如下計算流場圖、實測流場圖（圖2）進行對比后可以看到，計算水流的流向與實測無明顯水流方向差異，可以判斷出研究區(qū)邊界條件是合理的。通過對研究區(qū)水文地質(zhì)情況的調(diào)查與進行的抽水試驗，選定的水文地質(zhì)參數(shù)符合實際情況，較真實地反映實際的地下水流條件，水位大小變化與實測流場規(guī)律相一致。

圖2 實測與模擬地下水位對比圖Fig.2 Comparison of measured and simulated groundwater level

基于GIS 平臺，利用空間分析法將2019年8月填埋場附近監(jiān)測的地下水水位離散數(shù)據(jù)進行柵格化，對29眼觀測井進行模型的穩(wěn)態(tài)檢驗，選取具有代表性的J1監(jiān)測井進行模型動態(tài)水位驗證，如圖3 所示。線性擬合的直線斜率和截距分別為0.968 53 和2.109 6，線性相關系數(shù)為0.996。水位動態(tài)監(jiān)測值與模擬值之間誤差都在2 m 之內(nèi)，且誤差在1 m 之內(nèi)的數(shù)據(jù)占85.33%，平均相對誤差為1.53%，模型擬合效果較好，計算結果可以反映監(jiān)測水位的變化趨勢。

圖3 水位觀測井校核結果Fig.3 Check result of groundwater level observation well

2.4 模擬因子選擇和事故工況設定

研究區(qū)垃圾填埋場已運行16年，屬“中老年”垃圾填埋場，進入甲烷發(fā)酵階段，滲濾液中COD 濃度下降、氨氮和硝酸鹽濃度上升［21-23］。因此，根據(jù)水質(zhì)監(jiān)測結果將氨氮和硝酸鹽作為本次模擬的主要污染因子。為保守考慮，按照最不利情況下污染物持續(xù)泄露來設定運移模式。根據(jù)實際測試結果，氨氮泄露濃度為1 397 mg/L，硝酸鹽泄露濃度為751 mg/L。以此模擬事故發(fā)生后地下水系統(tǒng)中污染物的變化規(guī)律，并通過校驗后的模型來預測污染物的影響范圍。

3 結果與分析

本文基于GIS 平臺，結合MODFLOW 和MT3DMS 程序包建立了城市生活垃圾填埋場的地下水滲流模型和溶質(zhì)運移模型。為了考察注漿前后各污染因子擴散范圍隨時間的變化規(guī)律，合理評價防滲效果，選取事故發(fā)生后1 825 d（2025年）、3 650 d（2030年）、5 475 d（2035年）3個時間點展示模擬結果。

3.1 注漿前各污染因子的擴散范圍及濃度分布

在不受控工況下（注漿前），由于污染物的不斷泄露補給，垃圾填埋場附近的污染物濃度持續(xù)保持較高的水平，并在地下水動力的作用下逐漸向外擴張，東南側(cè)尤為明顯。根據(jù)《地下水質(zhì)量標準》（GB14848-2017），氨氮和硝酸鹽的最低檢出限分別為0.02 和2 mg/L，標準限分別為0.5 和20 mg/L。污染濃度在垃圾場周邊遠超標準限值，會對地下水造成比較嚴重的危害。污染物分布情況如圖4、5所示。

圖4 注漿前氨氮在地下水中污染運移范圍Fig.4 Migration range of ammonia nitrogen in groundwater before grouting

圖5 注漿前硝酸鹽在地下水中污染運移范圍Fig.5 Migration range of nitrate in groundwater before grouting

垃圾填埋場在水平防滲與垂直防滲均存在破損的情況下，運行期間滲濾液污染物運移范圍在空間上均有較大程度的增加。根據(jù)地下水污染物的最低檢出限和標準限值確定出最大影響范圍和超標范圍，如表2所示。在擴散范圍上，氨氮濃度超標范圍最大為1 929.61 m，最大影響距離為2 349.15 m；硝酸鹽濃度超標范圍最大為1 613.14 m，最大影響距離為1 760.28 m。污染物影響距離持續(xù)增長，總體上仍在不斷的擴散。

表2 注漿前各污染因子隨時間的變化規(guī)律 mTab.2 Variation law of pollution factors with time before grouting

3.2 注漿后各污染因子的擴散范圍及濃度分布

垃圾填埋場區(qū)注漿帷幕采用純水泥漿液以封堵泄漏位置，防滲系數(shù)取為1.17×10-7m/d，通過在MODFLOW 中設置弱透水邊界來表示注漿防滲帷幕。在受控工況下（注漿后），盡管污染物持續(xù)產(chǎn)生，但是由于防滲帷幕的低滲透性，垃圾填埋場內(nèi)的污染物濃度難以穿過防滲帷幕，因此對周邊地下水環(huán)境影響較小，高濃度擴散范圍基本維持在填埋場附近（圖6、7）。但防滲帷幕對地下水具有阻隔作用，長期運行后，填埋場西南側(cè)和東側(cè)的污染質(zhì)仍然會由于水位的升高而外滲，對周邊的地下水環(huán)境造成一定程度的影響。

圖6 注漿后氨氮在地下水中污染運移范圍Fig.6 Migration range of ammonia nitrogen in groundwater after grouting

圖7 注漿后硝酸鹽在地下水中污染運移范圍Fig.7 Migration range of nitrate in groundwater after grouting

填埋場在水平防滲與垂直防滲均修復好的情況，運行期間滲濾液污染物運移范圍較小。氨氮濃度超標范圍最大為705.75 m，最大影響距離為885.28 m；硝酸鹽濃度超標范圍最大為498.34 m，最大影響距離為705.54 m，如表3 所示。模擬期間污染物影響范圍未到達居民區(qū)，但長期運行15年后南側(cè)和東側(cè)的污染物影響距離會有所增加。

表3 注漿后各污染因子隨時間的變化規(guī)律 mTab.3 Variation law of pollution factors with time after grouting

4 結 論

（1）本文基于GIS平臺，結合MODFLOW 和MT3DMS程序包建立了地下水滲流場和溶質(zhì)運移數(shù)值模型。通過對山東省某長期運行的垃圾填埋場產(chǎn)生的氨氮和硝酸鹽污染物進行模擬預測，證明了該方法是評估注漿前后填埋場對周邊地下水污染情況的有效手段。

（2）注漿前氨氮最大超標范圍為1 929.61 m，硝酸鹽最大超標范圍為1 613.14 m。由于污染物的不斷泄露補給，垃圾填埋場附近的污染物濃度持續(xù)保持較高的水平，會對周邊地下水環(huán)境造成比較嚴重的影響。

（3）注漿后氨氮最大超標范圍為705.75 m，硝酸鹽最大超標范圍為498.34 m。注漿后，風險源被堵住，污染通道被切斷，污染源得到控制住，下游污染濃度逐漸下降。注漿區(qū)域污染范圍縮小，污染程度等有明顯的改善。隨時間的推移不會出現(xiàn)注漿前的嚴重污染情況，但東側(cè)和南側(cè)在長期運行后會由于水位的升高對周邊地下水環(huán)境造成一定的影響，需要進行注漿加固以防止側(cè)滲。