填海工程背景下半島地下水流場及污染物運移的數值模擬

陳煌+張征+婁華君+梁康+婁俊鵬

摘要：以古雷半島為例，基于GMS地下水數值模型探索海砂填海（情景一）、海砂+黏土填海（情景二）、黏土填海（情景三）這三種填海情景對研究區地下水流場及污染物運移的影響。結果表明：（1）研究區在填海背景下地下水水位整體抬升，水位上升幅度由小到大依次為情景一、情景二、情景三，最高升幅達478 m。（2）不同填海情景下的地下水流場差異在填海區的黏土區域最為明顯，情景二、情景三與情景一的地下水水位差最大值分別為444 m和820 m。（3）在僅考慮物理作用的情況下，三種填海情景下污染物運移均呈現以水平運移為主、垂向運移為輔的特點。（4）相較于污染物運移基本相同的情景一與情景二，預測時間30 a時，水平方向上情景三污染物遷移面積、遷移速率分別下降2307%、1889%；垂向上污染物主要積聚于第一層含水層，情景三觀測井在第一層含水層的污染物濃度為情景一（或情景二）的587倍。說明采用低滲透性黏土填海對于污染物運移具有一定的阻滯作用。

關鍵詞：填海工程； 地下水流場； 污染物運移； GMS； 古雷半島

中圖分類號：X5文獻標識碼：A文章編號：

16721683（2017）06012210

Abstract：Using the numerical model GMS，in this paper we analyzed the impacts of three reclamation scenarios on groundwater flow field and contaminant transport in the Gulei PeninsulaThe three designated reclamation scenarios were sand reclamation （Scenario 1），clay + sand reclamation （Scenario 2），and clay reclamation （Scenario 3）The results showed that （1） There was a regional increase of water table up to 478 m after reclamationThe extent of increase from small to large was as follows：Scenario 1，Scenario 2，and Scenario 3（2） The groundwater flow field difference between different scenarios was the most prominent in the clay regionThe maximum difference of water table between Scenario 2 and Scenario 1 was 444 m，and that between Scenario 3 and Scenario 1 was 820 m（3） When only the physical interaction was considered，the horizontal contaminant transport was more prominent than the vertical transport in all the three scenarios（4） Compared with the case of Scenarios 1 and 2，which had basically the same contaminant transport intensity，for the predicted duration of 30a，the contaminant transport area and speed in Scenario 3 respectively decreased by 2307% and 1889% in the horizontal direction；in the vertical direction，the contaminant mainly accumulated in the first layerThe concentration of contaminants in the first layer in Scenario 3 was 587 times of that in Scenario 1 （or Scenario 2）This indicates that reclamation with lowpermeability clay have a certain retardation effect on contaminant transport

Key words：land reclamation；groundwater flow field；contaminant transport；GMS；the Gulei Peninsula

土地資源性短缺和結構性短缺日益成為沿海地區和島嶼地區社會經濟發展的制約因素，填海造陸成為一種既可以拓展土地空間又可以在一定程度上避免政策制約的良方而被廣泛應用[1]。然而，半島是陸地與海洋環境的重要物質傳輸、能量傳遞和信息交流的重要場所和通道，對其實施填海工程會對填海工程區、原有陸地和近海海域的地形地貌、水文地質、環境質量和生物群落等產生一系列不同程度的影響[218]。海島特殊自然環境條件演變而成的水循環系統與內陸有明顯區別，通常地表水資源匱乏，地下水資源多呈“透鏡體”形狀，水量有限，開采環境相當脆弱。地下淡水是工業、旅游業及當地居民用水的主要來源，同時為海島生態環境保護的重要保障。因此，填海工程對地下水環境的影響以及因地下水環境改變而造成的區域濕地、紅樹林和珊瑚礁生態系統的衰退等生態環境問題被廣泛關注和研究[1926]。第15卷 總第93期·南水北調與水利科技·2017年12月endprint

陳煌等·填海工程背景下半島地下水流場及污染物運移的數值模擬

古雷半島是我國東南沿海地區廣泛分布的典型島嶼，作為海峽兩岸重要的交流窗口，因獨特的區位優勢已經成為眾多大型石化工業集中分布的國家級開發區。當地政府為了擴大古雷石化園區發展所需建設用地，發揮閩南金三角整體優勢和推動海峽西岸連片發展，將對半島西側部分海域實施吹填海工程。然而，古雷半島西側的東山灣聚集了珊瑚自然保護區、紅樹林自然保護區、農漁業區等環境敏感區。填海造陸可能會對區域環境產生一定的影響，但不同的填海材料和填海方式對區域地下水及生態敏感保護的影響程度不盡相同，如何定量化評估不同填海情景對區域地下水含水層及敏感保護目標造成的影響是必須要考慮的科學問題，同時也是國家、地方政府和石化企業等需要迫切解決的現實問題，這對該地區海岸帶開發利用具有重要的現實意義[5，14，24，2729]。因此，本文在野外水文地質調查和水文地質試驗基礎上，根據古雷半島填海區工程概況，分別設置三種填海情景（海砂填海、海砂+黏土填海、黏土填海），采用國際上著名的地下水模擬系統Groundwater Modeling System（GMS），開展三種不同填海情景下的地下水流及污染物運移的數值模擬對比分析，希望能為評估填海工程對地下水環境造成的影響及其當地地下水環境的保護提供一定的參考。

1研究區概況

古雷半島位于福建省漳州市漳浦縣，三面臨海，南鄰臺灣海峽。由北向南呈條帶狀朝大海延伸，南北長173 km，東西寬3～4 km（最窄處僅300 m）[30]，面積約40 km2。原為近岸孤島，后因泥砂淤積形成陸連島，地勢由南向北傾斜。南部以臺地、丘陵為主，海拔約50 m，最高峰古雷山海拔270 m。總體處于閩東南沿海丘陵地貌區內，主要有構造剝蝕侵蝕的低山、丘陵、殘丘、島嶼、臺地以及沖洪積階地或沖海積海灣平原等地貌類型。近年來，古雷半島因其獨特的區位優勢已成為中國東南沿海的石化工業集中分布區[31]。古雷半島地處亞熱帶海洋性氣候區，氣候溫和，冬無嚴寒、夏無酷暑。季風現象較為明顯，冬季多為東北風，夏季多為西南風。多年平均氣溫213 ℃，全年無霜期。年均降水量1 3274 mm，主要集中在每年的5月-8月份，占年降水量的61%。多年平均蒸發量1 6582 mm。

研究區基巖主要為燕山早期混合花崗巖，第四系覆蓋層由殘積層、沖洪積層、海陸交互沉積層組成，并且分布有上更新統殘積層及前泥盆系澳角群動力變質巖等。其中海積層和風積層出露面積最大，分別出露于半島西北部及西側、半島東側，兩者面積之和約占總面積的70%以上。巖性自東岸向西岸泥質增多，西岸以淤泥、黏性土夾粉細砂為主，東岸以粉細砂夾淤泥、黏性土為主。該區主要地下水類型為基巖裂隙水和松散巖類孔隙水，局部含微承壓承壓水。區域內基巖裂隙水主要賦存于坡殘積層及其下伏基巖風化帶中，水量總體較貧乏，泉流量常見值<01 Ls，單孔涌水量<100 m3d，富水性弱。松散巖類孔隙水主要分布于風積砂和海積砂層中，含水層厚度5～20 m，水位埋深05～5 m，單井涌水量一般為100～350 m3d，賦水性中強。研究區水文地質條件見圖1，AA′水文地質剖面圖見圖2。大氣降水是研究區地下水的唯一補給源，雨水滲入含水層后在地形的控制下由南北兩側向中部匯集，于半島中軸形成近南北向的脊狀分水嶺后分

別向東西兩側徑流入海。地下水水位動態主要受大[CM（22]氣降水影響，隨季節變化明顯，雨季高旱季低。古[CM）]

雷半島松散巖類孔隙水（潛水）交替強烈，pH值一般70～72，礦化度、水質類型隨陸域向兩側海域變化，礦化度升高，一般2065→91089 mgL；水質類型一般具有如下變化趨勢：HCO3·ClCa·Na→ Cl·HCO3Na·Ca→Cl·SO4 Na·Ca→ClNa。

2研究方法

基于GMS數值模型，通過設置不同填海情景，采用數值模擬的方法探索不同填海材料和填海方式對該半島地下水流場的影響以及預測其地下水污染狀況。

21填海情景設置

[HJ195mm]因石油化工企業聚集，土地資源緊張，為擴大廠區用地，當地政府決定對古雷半島西側進行填海，面積2194 km2，最大寬度316 km，場地標高621～889 m。在已有填海工程方案基礎上，設定三種不同的填海情景。

情景一：半島三面臨海，海砂資源豐富、價格低廉，主要成分為粉砂，粒徑005～01 mm，水平滲透系數為10 md，是半島未來填海的主要材料。

情景二：古雷半島西側東山灣有漳江口紅樹林自然保護區、東山灣珊瑚自然保護區和東山灣農漁業區等重要的環境敏感區。黏土滲透系數低，對污染具有較好的阻隔效果。故將填海區域一分為二，將情景一海砂填海區西側寬827 m的南北向條帶區置換為黏土，主要成分為輕亞黏土，水平滲透系數為005 md。

情景三：填海材料為黏土，主要成分為輕亞黏土，水平滲透系數為005 md。

22模擬條件及計算過程

（1）模擬范圍。

地下水流場模擬范圍的確定以區域水文地質條件為基礎，同時充分考慮地下水系統的完整性及獨立性。本研究調查范圍北部到達杜潯鎮中心，南部到達古雷山南峰，面積約52 km2。根據獲取的古雷半島區域水文地質條件，本研究的地下水流初始模型模擬范圍約為4124 km2；填海后研究區范圍約為6318 km2，如圖1所示。

利用GMS軟件，綜合考慮研究區主要含水層分布范圍、模擬精度和計算機計算能力等實際情況，研究區含水層實行網格加密剖分，水平方向X、Y均按50 m×50 m進行方形網格剖分，i、j分別代表水平方向行、列方格數，未填海、三種填海情景的地下水模型分別剖分為16 578、25 315個二維單元格。垂直方向Z網格按含水層剖分為4層，L代表自上而下含水層層數。endprint

（2）概念模型。

研究區包氣帶厚度小，對污染物運移的阻礙作用微弱，故在模型計算中忽略包氣帶對污染物的阻滯作用。古雷半島地質空間結構清晰，含水層水平分布均勻連續、垂向變化明顯，具有統一連續的地下水水位。地下水系統的物質輸入、輸出會隨時間變化，一年中豐水期水位變化最為明顯，從環境影響評價的安全性考慮，采用2015年9月份的實際水位數據對已有古雷半島豐水期最大潮汐時的地下水水位流場進行了驗證，結果顯示兩者水位基本一致，故將其作為研究區全年的穩定流場。

側向邊界：南、北部邊界均垂直地下水流場，北部到達杜潯鹽場，南部到達古雷山北側，作為第二類邊界；東側和西側以海岸線為界（包括西北部的海水養殖廠），作為第一類邊界。垂向邊界：研究區的上部邊界為潛水面，為水量交換邊界，接受大氣降水入滲和潛水蒸發；下部邊界為滲透性極差的弱風化花崗巖，概化為隔水邊界。根據研究區實際的含水層巖性及垂向分布特征，將模型自上而下概化為4層：第一層含水層以海積及風積粉細砂、中細砂為主，厚度為10～20 m；第二層弱透水層為致密黏土，5～10 m；第三層含水層為細砂，3～5 m；第四層隔水層為風化花崗巖，10～30 m。

（3）數學模型。

根據實際掌握的水文地質條件，同時考慮到模擬常年穩定流場下的污染物遷移情況的實際需求，選取多年平均條件下的地下水流場及源匯項，可建立起研究區的非均質、各向異性、三維穩定流數學模型，用如下微分方程的定解問題來描述：[HJ1mm]

[JB（{][SX（][]x[JB（（]Kh[SX（]H[]x+[SX（][]x[JB（（]Kh[SX（]H[]y+[SX（][]z[JB（（]Kv[SX（]H[]z+ε=0，（x，y，z）∈Ω

H（x，y，z，t）|t=0=h0，（x，y，z）∈Ω

Kh[JB（（][SX（]H[]x2+Kh[JB（（][SX（]H[]y2+Kv[JB（（][SX（]H[]z2-[SX（]H[]z（Kv+p）+p=0，（x，y，z）∈Γ0

H（x，y，z，t）|Γ1=h0，（x，y，z）∈Γ1

Kn[SX（]H[]n[TX→6]|Γ2=q，（x，y，z）∈Γ2

[JB）]（1）

式中：H為地下水位標高（m）；Kh、Kv為分別為水平和垂直滲透系數（md）；ε為潛水含水層的垂向補排強度[m3（d·m2）]，其中包括大氣降水入滲量、地下水蒸發量；h0為含水層的初始水位標高（m）；h1為第一類（定水位）邊界水位標高（m）；p為潛水面的蒸發和降水等（md）；Γ0為滲流區域的上邊界，即地下水的自由表面；Γ1為一類邊界；Γ2為二類邊界：n為二類邊界外法線方向；Kn為邊界面法向方向的滲透系數（md）；q為第二類邊界上的單寬滲流量，流入為正，流出為負，隔水邊界為0（m2d）；x，y，z為坐標變量（m）；Ω為滲流區域。

基于準三維地下水流場中的對流彌散方程和定解條件，污染物運移模擬應用GMS軟件中的MT3DMS模塊計算求解：[HJ1mm]

[JB（{][SX（]c[]t=[SX（][]x[JB（（]Dx[SX（]c[]x+[SX（][]y[JB（（]Dy[SX（]c[]y+[SX（][]z[JB（（]Dz[SX（]c[]z-[SX（]（uxc）[]x-[SX（]（uyc）[]y-[SX（]（uzc）[]z+I，（x，y）∈Ω，t>0

c（x，y，o）=c0（x，y），（x，y）∈Ω，t>0

（c（x，y，t）[AKu→]·gradc）·[AKn→]|B1=（c（x，y，t）[AKu→]-D·gradc）·[AKn→]|Γ1，（x，y）∈B1，t>0[JB）]（2）

式中：c為飽和含水層中的污染物的濃度（ML3）；t為時間（T）；ux、uy為孔隙平均實際流速（LT1）；ux=vxn，uy=vyn，其中vx、vy為滲流速度（LT1），n為有效孔隙（無量綱）；Dx、Dy、Dz為坐標軸方向的主彌散系數（L2T1），Dx=αL·u，Dy=αT·u，，Dz=αV·u，其中αL、αT、αV分別為縱向彌散度、橫向彌散度、垂向彌散度（L）；I為單位時間單位面積含水層內由于源匯項流量W（包括污染源、抽水和降水入滲）引起的污染物濃度cs變化，I=csWn；c0（x，y）為初始時刻區域Ω上的溶質濃度分布；B1為研究區給定溶質通量邊界。

（4）水文地質參數的確定。

野外調查工作共實施109個水位調查點，11個抽水試驗點，5個野外現場滲坑試驗點（見圖2）。抽水井均穿過包氣帶至含水層。以試驗結果和經驗值為參考，經過模型調參獲得研究區各含水層自上而下水平滲透系數Kh分別為005～15 md不等、0001 md、10 md、0000 1 md。垂直滲透系數Kv根據經驗值按水平滲透系數Kh的110給定。研究區補給主要來源于降雨入滲，故按照經驗值[3233]選取降雨入滲系數014～035。最大蒸發速率參考年均蒸發量計算經過調參后為0004 1～0006 7 md不等，極限蒸發深度為3 m。彌散系數采用定水頭的淋濾實驗獲得，縱向彌散度αL=132 cm，本模型給定αVαL=02，αHαL=02。

（5）模型識別和驗證。

模型的驗證和識別是判斷一個模型是否符合實際環境條件的重要依據。模型必須滿足水文地質參數符合實際水文地質條件、地下水補給量與排泄量基本相等（ΔQQ補<10%）、地下水模擬流場與實際流場基本一致等條件。研究區未填海條件下水文地質參數設置符合古雷半島水文地質條件，地下水流模型水均衡（ΔQQ補）為-065%，地下水模擬等值線與實測等水位線基本一致（見圖3），因此本研究數值模型可信，模擬流場可以客觀反映研究區實際地下水流場。

23污染源強設定endprint

本研究以擬建古雷半島煉化一體化項目化工原

[CM（22]料罐區苯儲罐泄漏為例（i=184，j=78，L=1）。根據儲罐區內外壓差及裂口面積等，按照化工行業常用的經驗公式（3）輸入研究區相應數據[34]，計算出苯泄漏速率為1837 kgd（純物質）。

QL=CdAρ[KF（][SX（]2（P-P0）[]ρ+2gh[KF）]（3）

式中：QL為液體泄漏速率（kgs）；P為容器內介質

壓力（Pa）；P0為環境壓力（Pa）；ρ為泄漏液體密度（kgm3）；g為重力加速度，981 ms2；h為裂口之上液位高度（m）；Cd為液體泄漏系數，無量綱；A為裂口面積。

由于儲罐區泄露不易被發現，按照每季（3個月）一次監測頻率，設定污染源在前90 d 內未被發現，視為連續穩定釋放的點源，90 d后發現污染并立即采取措施，污染物不再釋放，故模型可分為2個應力期。泄漏區域污染物運移速率慢、濃度梯度大，為了及時發現地下水污染，更好地展現污染羽水平運移范圍和濃度變化以及垂向上各含水層污染物濃度變化，在泄漏點西側50 m設定1個觀測井（i=184，j=77），以探索不同填海情景下污染物的運移規律。

3結果與討論

31不同填海情景下的地下水流場

根據模型模擬結果（圖4），三種填海情景下原有陸域地下水流場形態與初始流場趨勢基本一致，呈現南北兩側高，中部次之，東西部最低的分布規律，與地形保持一致。地下水由南北兩側向中部匯集，在中軸形成近南北向的脊狀分水嶺，最后分別向東西兩側徑流入海。

研究區地下水初始流場平均水位127 m，最高水位1400 m，最低水位與海平面持平。填海工程實施后，半島地下水水位發生變化，三種填海情景最高水位依次為1392 m、1392 m、1378 m，最低水位三者均與海平面基本持平。海砂填海、海砂+黏土填海、黏土填海三種填海情景下的陸域地下水流場相比于初始流場，半島四周水位呈現明顯的上升趨勢，上升幅度最高值分別為405 m、405 m、478 m，上升區主要出現在未填海西側臨海陸域。填海工程的實施區域包含劃定的填海區和低于填海區規定標高的少部分沿海陸域，西側臨海陸域因填海造成地下水排泄受阻，呈現大幅度抬升。在填海區域，填海材料的加入使原來的海洋轉變為陸地，海水驅退，填海區接受大氣降水和原有陸域補給大于蒸發和海洋排泄量，故地下水水位升高。古雷半島實施填海工程后整體水位呈上升趨勢，水力坡度降低，地下水水流流速減緩，地下水分水嶺由陸地向海洋一側移動，而且經過一定時間后將達到新的平衡。

利用ArcGIS 101柵格計算分析獲得三種不同填海情景兩兩比較中的地下水水位差空間分布圖，如圖5所示。通過比較分析得到：（1）情景二相較于情景一（圖5a），在大部分原有陸域和海砂填海區與前者變化一致，而未填海陸域東北側臨海區域和黏土填海區地下水水位高，水位差最值分別為-067 m、444 m；（2）情景三相較于情景一（圖6（b）），未填海陸域中部地區水位值低，而填海區和未填海靠近填海側水位高，水位差的最值分別為-031 m、820 m；（3）情景三相較于情景二（圖5（c）），未填海陸域東側地區和西側黏土填海區水位低，但在未填海陸域西側和后者的海砂填海區水位高，水位差最值分別為-047 m，820 m。水位差最大值均出現在未填海區的最北端區域，地下水因填海工程實施被迫滯留而抬升明顯。上述結果和分析說明填海材料的滲透系數越低、覆蓋面積越大，對地下水流動的阻礙作用越強，并且其對填海區流場的影響大于未填海區。

32不同填海情景下的地下水污染物運移

根據前述污染物源強設置以及項目運營期的情況[3435]，綜合選取泄漏發生后的近、中、遠三個典型期作為典型代表，即污染物運移100 d、1 000 d、10 950 d（一般項目服務年限為30 a）三個典型時刻來對污染物遷移范圍和運移規律開展詳細分析。苯發生泄漏后因重力和滲透作用通過包氣帶進入地下水，隨著地下水流的運動而遷移，從而對地下水含水層造成污染。參考《地下水水質標準》（DZT 0290-2015）[36]，污染物濃度高于III類水質苯濃度閾值001 mgL即處于污染狀態。三種填海情景下的地下水污染羽在水平和垂向上的遷移分布范圍分別見圖6、圖7，污染運移相關參數數值見表1。

在水平方向上，污染物在地下水流場的作用下往海島西側運移，在地下水中不斷遷移擴散，濃度逐漸減小，污染羽面積不斷增大，運移速度減緩，但在

預測時間30 a內未運移出廠區。情景一與情景二污染物運移基本相同，擴散強度高于情景三。情景一和情景二的污染羽運移最大水平距離為450 m，最大運移范圍109 000 m2，中心濃度向西側運移了250 m，濃度最高值達1 064 69550 mgL；情景三最大水平距離為365 m，最大運移范圍83 855 m2，中心濃度向西側運移150 m，最高值達1 064 78500 mgL。相較于情景一或情景二，情景三水平運移面積、運移速率分別下降2307%、1889%。在垂直方向上，污染物泄漏后下滲進入第一層含水層，由于含水層連通性，在100 d內即到達第二層含水層并且不斷積聚，呈現以水平運移為主、垂向運移為輔的特征。在1 000 d后突破第二層含水層阻滯進入第三層含水層，但預測時間10 950 d內未對第四層含水層造成污染。

三種填海情景下觀測井在污染物泄漏10 d內會受到污染，并且污染物垂向濃度變化明顯，受污染含水層污染物濃度隨時間變化見圖8。因為情景一與情景二變化趨勢一致，所以兩者濃度時間曲線發生重疊。第一層含水層賦存潛水，污染物濃度在三種填海情景均呈現先上升后下降的趨勢，情景一和情景二在2 410 d同時達到最大值368 76859 mgL后逐漸下降至10 950 d時濃度為78378 mgL，情景三在2 760 d達到最大值391 77656mgL后逐漸下降10 950 d濃度為4 60291 mgL，30 a時情景三觀測井濃度為情景一或情景二的587倍。第二層含水層污染物濃度隨時間濃度不斷升高，三種情景在10 950 d分別達到最大值2036 mgL、2036 mgL、2673 mgL。第三層含水層污染物濃度隨時間增加濃度不斷升高，三種情景在10 950 d分別達到最大值001 mgL、001 mgL、002 mgL第四層含水層在預測時間內濃度endprint

低于001 mgL，即認為沒有受到污染。三種填海情景在同一時刻污染物濃度均隨含水層埋深增加而降低，而同一含水層情景一和情景二污染物濃度出現先高于后低于情景三的現象。由上述運移結果可以看出，在未考慮土壤對污染物的化學、生物作用條件下，污染物運移差異主要由填海材料、含水層巖性和填海后地下水流場變化引起。情景一與情景二在泄露點附近區域水文地質條件相同，地下水流場基本一致，故地下水污染物運移特征基本相同。由于情景三填海材料對地下水流的阻滯作用強于情景一和情景二，其污染物運移速率、距離和面積等參數顯著低于后兩者，但污染物因遷移擴散強度低而不斷滯留在未填海區域，濃度削減緩慢。填海材料滲透性不僅會影響流速，也會改變局部地下水流向，從而影響污染物遷移擴散方向與運移范圍。泄露點周圍第一層潛水含水層與外界連通性好，存在頻繁的物質和能量的交換，地下水交換頻繁、運移速度快，污染物在該層的衰減速率明顯高于其他含水層。而第二層黏土層滲透性弱，對污染物截留作用強，在預測期內模擬濃度呈現大幅度下降，這對微承壓承壓含水層起到了較大的保護作用。與情景一、情景二相比，情景三污染物抵達觀測井時間長且衰減速率慢。

33地下水污染防控措施與建議

根據地下水污染運移結果及分析，如果古雷半島中部靠近填海邊界發生泄露事故，污染物對地下水的影響范圍小，主要集中在廠區泄露點半徑05 km內，在不采取任何防控措施的情況下，雖然泄漏事件在預測時期內不會污染半島西側海域環境敏感區，但是會嚴重污染源強泄露點附近及下游臨近的潛水含水層，甚至在遠期時會造成源強點下伏局部微承壓承壓含水層水質輕微污染。因此，按照“源頭控制、分區防治、污染監控、應急響應”相結合的原則，建議擬建項目在施工期要對苯儲罐區等潛在污染源進行分區分級水平防滲和垂向防滲，并且在其下游設置不同層位的地下水監測井進行定期采樣檢測，對污染物的產生、入滲、擴散、應急響應進行全方位監測與控制。

4結論

根據GMS數值模擬結果，填海工程實施后，對

[HJ195mm]

填海區地下水的影響大于未填海區，地下水流向改變不明顯，但地下水水位整體抬升，流速減小，地下水分水嶺朝海島西側移動。不同填海材料及其組合的方式會對地下水流場產生不同的影響。滲透系數越低對地下水流場的阻礙作用越強，但本文提出的組合方式——情景二（海砂+黏土填海）對研究區地下水流場影響在未填海區和海砂填海區與情景一（海砂填海）基本相同，只有在黏土填海區滯留地下水效果明顯。在未考慮環境對污染物的化學、生物作用的前提下，填海材料滲透性、含水層巖性和地下水流場是影響污染物運移的主要因素。填海情景下污染物向半島西側運移，以水平運移為主、垂向運移為輔。水平方向上污染羽面積和最大水平運移距離持續增加，污染物中心濃度持續減小；垂直方向上隨含水層埋深的增加濃度減小。與情景三（黏土填海）相比，情景一和情景二污染物運移基本相同且水平運移強、垂直運移弱。

研究結果表明，污染源位于臨近填海區的原有陸域中部，本文提出的組合填海方式對污染物運移阻滯效果不明顯，采用黏土填海對周邊環境的影響最小。另外，研究區發生泄漏后污染物運移速度慢、分布集中，且在30 a內未運移出廠區，對周邊海域的環境影響弱，但是對源強泄露點附近及下游臨近潛水含水層污染嚴重，不采取任何措施的情況下甚至會污染局部微承壓承壓含水層。因此，臨近含水層受污染的潛在風險高，必須嚴控污染源，并及時做好污染監測與防控。

由于數據和實驗條件有限，沒有考慮研究區地下水污染物背景值以及土壤對污染物的生物和化學作用，在實際情況下前者會使污染物濃度更高，后者會使污染物濃度變化更為復雜。此外，如果半島過度抽汲地下水使區域地下水水均衡遭到破壞，則本文建立的非均質、各向異性、三維穩定流水文地質模型將與實際情況出現偏差。為了更好地評估填海工程對地下水環境的影響，仍需要完善地下水監測機制并進行長期跟蹤研究，做好污染防控，以使填海工程對地下水環境的不利影響最小化。

參考文獻（References）：

[1]劉偉，劉百橋我國圍填海現狀、問題及調控對策[J]廣州環境科學，2008，23（2）：2630（LIU W，LIU B QCurrent situation and countermeasures of sea reclamation in China[J]Guangzhou Environmental Sciences，2008，23（2）：2630（in Chinese））

[2]張水浸，林雙淡，江錦祥，等杭州灣北岸潮間帶生態研究Ⅱ軟相底棲動物群落的變化[J]生態學報，1986，6（3）：253261（ZHANG S J，LIN S D，JIANG J X，et alEcology of intertidal zone along northern coast of Hangzhou Bay IIvariations of benthic faunal community in softbottom[J]Acta Ecologica Sinica，1986，6（3）：253261（in Chinese））

[3]潘樂陶香港填海面面觀[J]地理學報，1997，52（S1）：122126（Otto PoonOverview of reclamation in Hongkong[J]Acta Geographica Sinica，1997，52（S1）：122126（in Chinese）） DOI：103321jissn：037554441997z1016

[4]王學昌，孫長青，孫英蘭，等填海造地對膠州灣水動力環境影響的數值研究[J]海洋環境科學，2000，19（3）：5559（WANG X C，SUN C Q，SUN Y L，et alStudy on impact of Jiaozhou Bay seafilling on hydrodynamic environment[J]Marine Environmental Science，2000，19（3）：5559（in Chinese）） DOI：103969jissn100763 36200003013endprint

[5]倪晉仁，秦華鵬，趙智杰基于水質模型的海灣填海岸線選擇[J]環境科學學報，2001，21（6）：684688（NI J R，QIN H P，ZHAO Z JDetermination of postreclamation coastline based on water quality model[J]Acta Scientiae Circumstantiae，2001，21（6）：684688（in Chinese）） DOI：103321jissn：02532468200106008

[6]秦華鵬，倪晉仁，李義天基于泥沙數學模型的海灣填海岸線選擇[J]泥沙研究，2002（3）：5258（QIN H P，NI JR，LI Y TDetermination of postreclamation coastline based on Sediment Transport Model[J]Journal of Sediment Research，2002（3）：5258（in Chinese））DOI：103321jissn：0468155X200203009

[7]秦華鵬，倪晉仁，梁林基于水動力學數學模型的海灣填海岸線選擇[J]水動力學研究與進展[J]2002，17（1）：92100（QIN H P，NI J R，LIANG LDetermination of postreclamation coastline based on hydrodynamic model[J]Journal of Hydrodynamics，2002，17（1）：92100（in Chinese）） DOI：103969jissn10004874200201013

[8]孫長青，王學昌，孫英蘭，等填海造地對膠洲灣污染物輸運影響的數值研究[J]海洋科學，2002，26（10）：4750（SUN C Q，WANG X C，SUN Y L，et alStudy on impact of Jiaozhou Bay seafilling on pollutant transportation[J]Marine Sciences，2002，26（10）：4750（in Chinese）） DOI：103969jissn10003096200210014

[9]陳彬，王金坑，張玉生，等泉州灣圍海工程對海洋環境的影響[J]臺灣海峽，2004，23（2）：192198（CHEN B，WANG J K，ZHANG Y S，et alImpact of reclamation activities on marine environment in Quanzhou Bay[J]Journal of Oceanography in Taiwan Strait，2004，23（2）：192198（in Chinese）） DOI：103969jissn10008160200402010

[10][ZK（#]林迪洋湛江灣填海工程的水動力條件影響及泥沙沖淤預測[D]青島：中國海洋大學，2005（LIN D YEffect of the hydrodynamic conditions of Zhanjiang Bay reclamation project and prediction of its silt sedimentation[D]Qingdao：Ocean University of China，2005（in Chinese）） DOI：107666dy828648

[11]李楊帆，朱曉東，孫翔城市擴張下港灣濕地環境影響評價研究：景觀變化視角——以江蘇省連云港市為例[A]中國地理學會2006年學術年會論文摘要集[C]北京：2006（LI Y F，ZHU X D，SUN XStudy on environmental impact assessment of estuary wetlands under urban expansiona case study of Lianyungang，Jiangsu [C]Proceedings of the 2006 Annual Conference of The Geographical Society in China[A]Beijing：2006（in Chinese））

[12]陳偉琪，王萱圍填海對海岸帶生態系統服務功能的負面影響分析及其貨幣化評估技術探討[A]中國海洋學會2007年學術年會論文集（上冊）[C]北京：2007（CHEN W Q，WANG XAnalysis of the negative impact of reclamation on the ecosystem service function of coastal zone and discussion on its monetary evaluation technology[A]Proceedings of 2007 Academic Annual Meeting of Chinese Society for Oceanography （1） [C]Beijing：2007（in Chinese））

[13]李學寧天津海岸侵蝕與淤積研究[D]北京：中國地質大學（北京），2007（LI X NThe study of erosion and siltation of the coast of Tianjin[D]Beijing：China University of Geosciences （Beijing），2007（in Chinese））

[14]王萱，陳偉琪，江毓武，等基于數值模擬的海灣環境容量價值損失的預測評估——以廈門同安灣圍填海為例[J]中國環境科學，2010，30（3）：420425（WANG X，CHEN W Q，JIANG Y W，et alEvaluation of losses in bay environmental capacity based on numerical simulationa case study of sea reclamation in Tong′an Bay，Xiamen[J]China Environmental Science，2010，30（3）：420425（in Chinese））endprint

[15]秦延文，鄭丙輝，李小寶，等渤海灣海岸帶開發對近岸沉積物重金屬的影響[J]環境科學，2012，33（7）：23592367（QIN Y W，ZHENG B H，LI X B，et alImpact of coastal exploitation on the heavy metal contents in the sediment of Bohai Bay[J]Environmental Science，2012，33（7）：23592367（in Chinese）） DOI：1013227jhjkx201207007

[16]王初升，林榮澄，黃發明珊瑚礁海岸圍填海適宜性的評估方法研究[J]海洋通報，2012，31（6）：695699（WANG C S，LIN R C，HUANG F MResearch on the assessment method of reclamation suitability on the coral reef coast[J]Marine Science Bulletin，2012，31（6）：695699（in Chinese）） DOI：1011840jissn1001639220126015

[17]王勇智，馬林娜，谷東起，等羅源灣圍填海的海洋環境影響分析[J]中國人口·資源與環境，2013，23（11）：129133（WANG Y Z，MA L N，GU D Q，et alThe research on current reclamation and reclamation demand analysis in Luoyuan Bay[J]China Population Resources and Environment，2013，23（11）：129133（in Chinese））

[18]黃備，邵君波，周斌，等椒江口圍填海工程對浮游動物的影響[J]生態科學，2015，34（4）：8692（HUANG B，SHAO J B，ZHOU B，et alThe effect of reclamation on zooplankton in Jiaojiang Estuary[J]Ecological Science，2015，34（4）：8692（in Chinese）） DOI：1014108jcnki10088873201504014

[19]JIAO J JModification of regional groundwater regimes by land reclamation[J]Hong Kong Geologist，2000，6，2936

[20]JIAO J J，NANDY S，LI HAnalytical studies on the impact of land reclamation on ground water flow[J]Ground Water，2001，39（6）：912920DOI：101111j174565842001tb02479x

[21]JIAO J JPreliminary conceptual study on impact of land reclamation on groundwater flow and contaminant migration in Penny′s Bay[J]Hong Kong Geologist，2002，8：1420

[22]CHEN K，JIAO J JPreliminary study on seawater intrusion and aquifer freshening near reclaimed coastal area of Shenzhen，China[J]Water Science & Technology Water Supply，2007，7（2）：137145DOI：102166ws2007048

[23]CHEN K，JIAO J JMetal concentrations and mobility in marine sediment and groundwater in coastal reclamation areas：A case study in Shenzhen，China[J]Environmental Pollution，2008，151（3）：576584DOI：101016jenvpol200704004

[24]HU L，JIAO J J，GUO HAnalytical studies on transient groundwater flow induced by land reclamation[J]Water Resources Research，2008，44（11）：19311938DOI：1010292008WR006926

[25]HU L，JIAO J JModeling the influences of land reclamation on groundwater systems：A case study in Shekou peninsula，Shenzhen，China[J]Engineering Geology，2010，114（3）：144153DOI：101016jenggeo201004011

[26]余海忠，馮書才深圳填海工程對海水入侵的影響研究[J]山西建筑，2015，41（4）：5658（YU H Z，FENG S CThe study on seawater intrusion affected by reclamation engineering in Shenzhen[J]Shanxi Architecture，2015，41（4）：5658（in Chinese）） DOI：103969jissn10096825201504033endprint

[27]王義勇江蘇岸外沙洲圍填規模適宜性研究——以條子泥、高泥、東沙為例[D]南京南京師范大學，2011（WANG Y YStudy on reclamation scale suitability of Jiangsu offshore sandbanksa case of Tiaozini，Gaoni，Dongsha[D]NanjingNanjing Normal University，2011（in Chinese）） DOI：107666dy1922160

[28]趙英杰，劉憲斌，劉愛珍，等天津南港工業區用海方式合理性探討[J]中國水運月刊，2011，11（5）：4952（ZHAO Y J，LIU X B，LIU A Z，et alDiscussion on the rationality of the sea mode in Tianjin Nangang Industrial Zone[J]China Water Transport，2011，11（5）：4952（in Chinese）） DOI：103969jissn10067973C201105023

[29]李穎，梁康，婁華君，等濱海地區石化污染事故對區域水環境影響的模擬[J]南水北調與水利科技，2016，14（3）：4854（LI Y，LIANG K，LOU H J，et alModeling of impact of petrochemical pollution accident on regional water environment in a coastal zone[J]SouthtoNorth Water Transfers and Water Science & Technology，2016，14（3）：4854（in Chinese）） DOI：1013476jcnkinsbdqk201603009

[30]王愛軍，葉翔，束芳芳，等福建古雷半島東側岸灘沉積物粒度特征及沖淤動態分析[A]北京第十五屆中國海洋（岸）工程學術討論會論文集[C]2011（WANG A J，YE X，SHU F F，et alCoastal sediments and sediment dynamic analysis on the east side of Gulei Peninsula，Fujian[A]BeijingProceedings of the Fifteenth China Marine （Offshore） Engineering Symposium[C]2011（in Chinese））

[31]周勇，王姣福建省古雷地區地下水污染預測與防治[J]環球人文地理，2014（24）：9091（ZHOU Y，WANG JGroundwater pollution prediction and prevention in Gulei，Fujian[J]National Cultural Geography，2014（24）：9091（in Chinese））DOI：103969jissn20950446201424060

[32]王大純，張人權，史毅紅，等水文地質學基礎[M]北京：地質出版社，1995（WANG D C，ZHANG R Q，SHI Y H，et alFoundation of Hydrogeology[M]Beijing：Geological Publishing House，1995（in Chinese））

[33]曹劍鋒，遲寶明，王文科，等專門水文地質學[M]3北京：科學出版社，2006（CAO J F，CHI B M，WANG W K，et alSpecial hydrogeology[M]3Beijing：Science Press，2006（in Chinese））

[34]中國石化工程建設有限公司漳州古雷煉化一體化項目60萬噸年苯乙烯裝置[R]福建漳州古雷煉化一體化項目百萬噸級乙烯及下游深加工裝置可行性研究報告5960602FS28，2015（Sinopec Engineering Incorporation600，000 tonsyear styrene equipment of refining and chemical integration project in Gulei，Zhangzhou[R]Feasibility study report on millionton ethylene and downstream deep processing equipment of refining and chemical integration projection in Gulei，Zhangzhou，Fujian 5960602FS28，2015（in Chinese））

[35]HJ 610-2016環境影響評價技術導則——地下水環境[S]（HJ 610-2016Technical guidelines for environmental impact assessmentgroundwater environment[S]（in Chinese））

[36]DZT 0290-2015地下水水質標準[S]（DZT 0290-2015Standard of groundwater quality[S]（in Chinese））endprint