某生活垃圾填埋場地下水污染物運移模擬

宋旌鳴,黃 勇

(河海大學地球科學與工程學院,江蘇 南京 211100)

地下水是我國水資源中重要的資源之一,我國水資源總量為27 940億m3,其中地下水資源總量為8 840億m3,占總水資源總量的1/3。作為飲用水,我國約有70%的人口把地下水資源作為主要的飲用水源,在農村超過95%的人口飲用地下水,在我國北方地區(qū)的干旱-半干旱城市、鄉(xiāng)村,地下水成為唯一的飲用水來源。我國有310個城市通過開采地下水,將其作為城市的生活供水水源,城市比例達到全國城市總數的71%左右。但是,隨著社會的高速發(fā)展及人口、經濟的快速增長,人們對環(huán)境的保護越來越不重視,導致地下水污染越來越嚴重[1-4]。

目前,地下水數值模擬軟件的發(fā)展越來越快,多種數值模擬軟件(如Modflow、GMS、Feflow等)被應用于地下水的溶質運移模擬中,模擬污染物的運移規(guī)律等[5]。研究以南京溧水區(qū)生活垃圾填埋場的環(huán)境修復和開發(fā)利用為背景,針對南京溧水生活垃圾填埋場封場后垃圾滲濾液的泄露可能造成的地下水環(huán)境污染,通過一系列試驗取得水文地質參數進行地下水數值模擬,進而對研究區(qū)進行地下水環(huán)境影響預測,旨在為垃圾填埋場的污染防治提供科學合理的參考依據。

1 研究區(qū)概況

1.1 研究區(qū)位置

研究區(qū)位于南京市中南部,即溧水區(qū),面積為1 067 km2，是南京四大副城之一,地處蘇皖兩省、寧鎮(zhèn)馬三市交界處,31°23′～31°48′N,118°51′～119°14′E,是華東地區(qū)重要的交通、物流樞紐,同時也是國家重要影視基地以及長三角地區(qū)的制造業(yè)基地。垃圾填埋場西臨新戴運河,其西側565 m處(距研究區(qū)1 200 m)為馬莊村,西側460 m處(距研究區(qū)1 400 m)是街集村;南面是美人山公墓和農田。

1.2 研究區(qū)地層概況

場地位于溧水區(qū)棲鳳路中段(永陽鎮(zhèn)范圍內)的S88高速公路西側,交通便利。場地地形總體呈西高東低之勢,勘探期間場地范圍內地面標高在28.51～51.81 m，地貌單元屬崗地。根據野外鉆探、原位測試及室內土工試驗成果,在勘察深度范圍內揭示的地層自上而下為:

(1) (Qml)雜填土:雜色,由黏性土、碎磚、碎石等建筑垃圾組成,結構松散,厚度在0.60～5.80 m。

(2) (Qml)素填土:黃褐～灰褐色,主要由黏性土組成,偶見碎磚、碎石及植物根莖,填土年限大于10年,結構松散,均勻性差,厚度在0.5～1.5 m。

(3) (Qml)雜填土:灰黑色,主要由生活垃圾組成,局部夾碎石、磚塊等,厚度在1.1～10.9 m。

1.3 水文地質條件

場地地下水主要屬孔隙潛水和基巖裂隙水?？紫稘撍x存于填土中，主要補給來源為大氣降水、地表水,徑流滯緩,排泄方式以蒸發(fā)為主,由于季節(jié)的不同對降水、蒸發(fā)存在影響,因此水位動態(tài)變化也會更加明顯,地表水與地下水聯(lián)系密切。勘探期間,測量得孔隙潛水穩(wěn)定水位埋深在0.22～2.55 m,穩(wěn)定水位標高平均值為7.30 m,初見水位一般比穩(wěn)定水位高0.20～0.30 m。據區(qū)域水文地質資料表明,場地地下水位年變幅在1.00 m左右。基巖裂隙發(fā)育,賦存少量裂隙水,富水性不均。

區(qū)域地下水補給來源主要有兩種：一是垂直方向上的補給,來自大氣降水入滲；二是側向補給,降水量平均值為1 106.7 mm/a,雨季較長,主要集中在夏季。降水是地下水的主要補給源，地下水位與降水量關系密切,地下水位隨降水量的增加而上升,隨降水量的減少而下降。碎屑巖類裂隙含水層補給徑流排泄條件受地形及第四系殘積土厚度控制明顯,在山坡基巖出露及松散覆蓋層厚度較薄處直接接受大氣降水補給。

地下水排泄方式包括蒸發(fā)和地表徑流。據氣象資料顯示,該地年平均蒸發(fā)量為1 287 mm/a,但地下水的蒸發(fā)量與地下水位埋深有關,蒸發(fā)量的大小與蒸發(fā)極限深度有關,研究中取5 m埋深,超過蒸發(fā)極限深度,蒸發(fā)的影響可以忽略不計,且實際地下水蒸發(fā)量比水面蒸發(fā)量要小得多。地下水的另一個排泄方式為向地表水塘、湖泊和河流排泄。

2 模型建立

2.1 水文地質概念模型

水文地質概念模型首先要對地下水系統(tǒng)進行綜合分析,在此前提下,對模擬區(qū)域的地質情況、含水層的實際邊界條件以及水力特征等水文地質條件進行匯總、歸納和處理,把一個復雜的水文地質體轉化為一個便于進行數學、物理模擬的概化模型。水文地質概念模型的建立需要考慮以下幾個方面:模型需反應出研究區(qū)水文地質原型;模型的各類邊界條件要與研究區(qū)的地下水流場特征相符合;模型中概化后的邊界要盡可能與自然邊界相對應;模型中人為的邊界條件要從不利因素角度考慮[6-8]。

研究區(qū)東、西、北三側被一大型河流所包圍,因此將這三側概化為第一類邊界,稱為定水頭邊界,河流水位即為水頭;南側位置較高,為地下水分水嶺,當作隔水邊界處理,潛水含水層底部為基巖,巖體完整性較好,可作為隔水邊界,由此得出調查評價范圍以及研究區(qū)的水文地質概念模型(見圖1)。

圖1 水文地質概念模型Fig.1 Hydrogeological conceptual model

2.2 數學模型

非均質、各向異性、空間三維結構、非穩(wěn)定地下水流系統(tǒng)的地下水水流模型為

(1)

其中:Ω為研究區(qū)模擬范圍;μs為含水層貯水率,即當水頭降低1單位時所釋出的水量(1/m);h為含水層的水位(m);W為源匯項,即水流模型中外來的補給或排出(m3/d);Kx、Ky、Kz為3個方向上的滲透系數(m/d);h0(x,y,z)為水位的分布(已知)(m);Г1為地下水水流模型中的第一類邊界;Г2為地下水水流模型中的第二類邊界;n為滲流區(qū)域二類邊界的外法線方向;k為滲透系數張量(m/d);q(x,y,z,t)為滲流區(qū)域二類邊界上的一個流量函數(已知),它的正負值取決于滲流區(qū)域內流量的流入與流出,當處在隔水邊界時相當于既沒有流入也沒有流出,即為0。污染物控制方程可表示為

(2)

2.3 模型參數識別

研究區(qū)的中心點選取為模型的坐標原點,x、y軸分別為正東、正北方向,z軸為垂直方向,根據研究區(qū)地層資料,將垂直方向上分為8層,由于研究區(qū)面積較大,因此離散也比較密集,即290 052個節(jié)點,511 824個單元(見圖2)。

為了驗證模型的合理性和有效性,需要對所建的數值模型進行參數識別,即確保所建模型能夠準確地反映出評價區(qū)水文地質條件概況。根據檢測孔的地下水位,獲得了整個模擬區(qū)的等水位線圖(見圖3),將現場試驗和勘查所獲得的各水文參數作為模型參數的初始值,通過對計算水位與10個實測水位(見表1)進行比較,反復調整模型參數,獲得了二者最佳擬合結果[9]。

圖2 研究區(qū)域剖分圖Fig.2 Research area dissection map

圖3 評價區(qū)地下水等水位線Fig.3 Groundwater level map of the evaluation area

表1 現場地下水位調查一覽表

擬合后模型參數：滲透系數K1x為0.94 m/d，K1y為0.94 m/d，K1z為0.094 m/d,K2x為0.5 m/d，K2y為0.5 m/d，K2z為0.05 m/d,K3x為0.039 m/d，K3y為0.039 m/d，K3z為0.003 9 m/d;給水度為0.09;水力坡度為0.002 565;孔隙度為0.4;縱向彌散度50 m;橫向彌散度5 m;防滲材料滲透系數為0.000 086 m/d;防滲材料厚度為1 m;垃圾場氨氮質量濃度為1 000 mg/L。

2.4 運行期計算工況

由于垃圾填埋場滲濾液中污染物成分復雜,在此僅選擇污染物超標最為嚴重的氨氮進行預測分析,針對研究區(qū)垃圾填埋場對水質的影響范圍,分別考慮以下兩種工況[10-13]:

(1) 假設研究區(qū)正常運行,垃圾場防滲完好,將污染物在研究區(qū)及其在周邊范圍內的運移考慮在內,運行時間為20年,預測時段分別為100天、1 000天、5年、10年和20年。

(2) 突發(fā)事故條件下,垃圾場防滲完全失效,在這種情況下,污染物的運移速度變快,滲濾液流量也因此增大,預測時間為20年,預測時段分別為100天、1 000天、5年、10年和20年。

3 模擬結果分析

3.1 正常工況(防滲帷幕正常工作)

垃圾場的氨氮初始質量濃度為1 000 mg/L,正常工況下第100天時,垃圾場污染源遷移距離為2.37 m；第1 000天時,污染源遷移距離為4.50 m；第5年時,污染源遷移距離為7.39 m；第10年時,污染源遷移距離為9.62 m；第20年時,污染源遷移距離達到最大,為18.16 m,平面上受到污染的總面積為57 996.05 m2。由于四周存在防滲墻且東北方向有一大壩，所以在模擬時間內污染物擴散范圍隨時間變化緩慢,濃度升高亦緩慢(見圖4)。在垂直方向上,由于沒有水平防滲,其影響較大,20年后污染物的影響深度已經到達含水層底部(見圖5)。表明在正常工況下,污染物在水平方向上的遷移距離較小,而垂直方向上由于沒有水平防滲影響較大。

圖4 特征污染物氨氮水平遷移圖(正常工況)Fig.4 Level migration diagram of characteristic pollutant ammonia nitrogen (normal working condition)

圖5 特征污染物氨氮垂直遷移圖(正常工況)Fig.5 Vertical migration diagram of characteristic pollutant ammonia nitrogen (normal working condition)

3.2 非正常工況(防滲帷幕完全失效)

當防滲墻、大壩失效后第100天時,污染源遷移距離為15.64 m,污染范圍為57 568.13 m2；第1 000天時,污染源遷移距離為40.88 m,污染范圍為57 853.05 m2；第5年時,污染源遷移距離為74.94 m,污染范圍為66 814.36 m2；第10年時,污染源遷移距離為92.3m,污染范圍為85 710.26 m2；第20年時,污染源遷移距離達到386.89 m,污染范圍為97 528.26 m2。由于防滲墻、大壩失效,污染物遷移速度明顯加快,并且遷移方向受地下水流影響較大,地下水流方向從西南流向東北,所以污染物運移在東北方向較為突出,污染范圍在東北方向也逐漸增大(見圖6)。垂直方向上與正常工況下相差不大(見圖7),20年后污染物的影響深度也到達含水層底部，在防滲失效條件下,污染物在很短的時間內擴散的范圍很大,且質量濃度升高較快,因此防滲墻的防滲性能很重要,要定期檢查防滲墻的性能,若發(fā)現防滲失效須及時采取處理措施[14-15]。

圖6 特征污染物氨氮水平遷移圖(非正常工況)Fig.6 Level migration diagram of characteristic pollutant ammonia nitrogen (abnormal working conditions)

圖7 特征污染物氨氮垂直遷移圖(非正常工況)Fig.7 Vertical migration diagram of characteristic pollutant ammonia nitrogen (abnormal working conditions)

4 結論

(1) 通過Feflow軟件對南京溧水區(qū)某生活垃圾填埋場進行地下水污染物的運移模擬,預測特征污染物氨氮在平面上的污染趨勢、范圍及垂直方向上的污染程度,為污染場地的治理和修復提供了參考。

(2) 通過兩種工況下的模擬和預測結果,該垃圾填埋場在防滲失效后,污染物的運移主要受水力梯度影響,因此呈現出由西南到東北方向的運移,污染物20年內運移的最遠污染距離達到386.39 m,受污染范圍為97 528.26 m2,垂直方向上污染物的影響深度到達含水層底部。因此,須做好防滲帷幕的跟蹤監(jiān)測。

(3) 本次模擬僅在垃圾填埋場附近進行,本著風險最大化原則,垂直方向上只考慮污染物在潛水含水層中的運移,在計算時并未考慮土壤的吸附、解吸作用,以及地下水中化學反應和生物降解作用,因此，模擬結果具有一定的局限性,但由于在垃圾填埋場周圍的滲濾液中氨氮質量濃度較高,具有代表性,因此模擬過程中選擇污染源氨氮為定質量濃度1 000 mg/L。