固體廢物處理廠地下水污染預測及控制模擬

陳方園, 陳顥明, 段曉芳, 許萍萍, 趙言文

(南京農業大學 資源與環境科學學院, 江蘇 南京 210095)

近些年來，伴隨著人口數量的持續增長，經濟發展幅度加快，導致農村和城市固體廢物的排放量不斷增加，且其成份復雜多樣，對環境的危害日益嚴重。固體廢物在地上堆積或簡單填埋，經過一段時間的雨水浸淋和廢物自身的分解，將會產生滲濾液，其化學成分復雜，對周邊地區的地表及地下水系造成污染[1]。由于地下水污染具有隱蔽性和持久性的特點，加之地下水環境系統的復雜性與多變性，一旦被污染，所造成的環境和生態破壞，往往在長時間內都難以逆轉。因此對地下水污染的遷移規律進行定量分析，有助于加強固廢處理廠污染物的監測和管理。近十余年來，隨著各國學者對數值計算理論的深入研究，數值模擬逐漸取代傳統的地下水模擬技術，成為地下水資源評價的主要手段[2]。FEFLOW和GMS以及Visual Modflow等是當今流行的專業地下水數值模擬軟件[3]。Visual Modflow由于具備強大的可視化與模擬功能，成為被各國同行一致認可的三維地下水流和溶質運移模擬評價軟件[4]。國內外已有不少學者通過Visual Modflow軟件來研究地下水污染問題。例如國外學者Rajamanickam等[5]利用Visual Modflow對印度阿馬拉瓦蒂河流域地下水中TDS的遷移進行了模擬分析。馬志飛等[6]以某危險廢物填埋場為研究對象，研究了地下水中六價鉻的遷移過程。馬從安等[7]利用Visual Modflow對某露天礦地下水的水質點示蹤和三維污染羽進行了模擬，張韻等[8]對長壽經濟開發區地下水中污染物的遷移趨勢和環境影響進行預測評價。對于預測具有污染源的地下水污染趨勢及污染控制措施等內容的研究有待加強，尤其是國內一些污染場地，如廢物處理場的污染控制模擬研究仍然處于起步階段，因此急需加強此方面的研究工作。為此，本研究將鎮江新區大港片區某固體廢物處理廠作為研究對象，正常工況下，項目采取嚴格的防滲措施，一般污水不會滲漏和進入地下污染地下水環境，本次主要對事故條件下地下水環境影響進行預測與評價。本項目廢水中的高錳酸鹽指數CODMn和氨氮百分含量較高，我們假設CODMn和氨氮是主要污染源，容易造成地下水污染，在對廠區進行現場勘察和資料收集的基礎上，運用Visual Modflow軟件對非正常工況下廢水發生泄漏后，廢水中的CODMn和氨氮在地下水中的運移過程進行模擬，并預測地表硬化污染控制措施對污染物運移產生的影響，以期為同類建設項目及企業的地下水污染預測和防治提供參考。

1 研究區概況

1.1 水文地質概況

研究區位于江蘇省鎮江新區大港片區內，北濱長江，屬亞熱帶季風氣候，區內多年平均氣溫15.4 ℃，多年平均降雨量為1 082.7 mm，降雨量集中在7—9月，年內分配不均。研究區地勢西高東低，南高北低。地形較平坦，屬丘陵地貌。研究區地層主要為第四系素填土、粉質黏土、強風化白云巖。區內地下水賦存類型主要為第四系松散巖類孔隙水、碳酸鹽巖類裂隙巖溶水，其主要補給源為大氣降水垂直補給、側向滲流補給，主要排泄方式為人工開采、植物蒸騰、地表徑流和蒸發。潛水是埋藏于地表以下第一個穩定隔水層上的地下水，通常埋藏較淺但易受污染，本文研究重點為潛水含水層，場地潛水穩定地下水位埋深0.40～3.55 m，水位標高13.1～16.0 m(1985國家高程基準)。地下水位受季節性變化明顯，豐水期地下水位上升，枯水期地下水位下降，根據區域水文地質資料，場地豐水期潛水最高水位一般埋深0.5 m，上層滯水年最高水位埋深約1.5 m。該區段第四系地下水徑流受地形影響明顯，水力坡度較小，大約為0.015%，地下水流動緩慢，平均流速為1.08×10-4m/d，地下水大致由西向東流。

1.2 廠區概況

本固體廢物處理廠位于鎮江市新區大港片區內，距鎮江市中心約20 km，總占地面積約5.8×104m2。固體廢物周轉箱運到處理廠后，首先卸到固體廢物暫存庫中，然后進入各處理系統進行處理。1.0 m高的墻裙和貯存場地地面均進行了防滲處理以及防雨措施，地面排水性能良好，產生的廢水通過暗溝、管道直接排入廠區污水處理站，經檢測合格后排放至新區污水處理廠污水管網。根據廠區平面布置圖，3個危廢暫存庫布設于廠區南側，污水處理站位于廠區東側圍墻邊，靠近東大門。項目周邊均為園區工業企業及荒地，周邊1 km范圍內無住戶。園區內沒有與地下水相關的水源保護區和其他資源保護區。廠區地下水化學類型主要為SO4·Cl-Ca型。根據地下水水質檢測報告，研究區地下水水質指標均能滿足《地下水質量標準(GB/T14848-93)》Ⅲ類標準。

2 模型建立

2.1 水文地質概念模型

2.1.1 研究區含水層結構概化 研究區存在兩層含水層系統，分別為上層的素填土潛水含水層系統和下部的白云巖承壓含水層系統，兩個含水層被厚5.8～14.2 m的粉質黏土相對隔水層所隔離。上部潛水對下部承壓水的補給量相對較少，因此，在此次模擬中，不考慮因上層潛水含水層垂向滲漏對下部承壓水的補給造成的損失量，承壓含水層地下水水質較好，埋深12～20 m，該層水不易受到污染，因此本文主要考慮第四系松散巖類孔隙潛水。大氣降水入滲補給、側向滲流補給及潛水蒸發排泄等垂向水量交換均在該潛水面上進行，在潛水含水層底部分布較為連續且完整的粉質黏土，將其概化為潛水含水層隔水底板。受觀測資料的限制及研究區地下水位多年動態變化相對穩定(多年水位變化1～3 m)，換句話說，地下水系統的輸入和輸出項不隨時間或空間的變化而改變，因此可將地下水近似看成穩定流。研究區地下水流動主要是水平運動，并輔以垂向運動，一般來說，在松散巖類孔隙含水層中，地下水流動較慢，流速在x，y，z三個方向上均有分量，可以概化成空間三維流。水文地質參數隨空間的變化而變化，體現了系統的非均質性，但方向性并不明顯。因此，可將本次模型區地下水系統概化為非均質、各向同性的三維穩定潛水地下水流場。

2.1.2 研究區邊界條件概化 考慮到模擬范圍不是一個完整的水文地質單元，研究區內的淺層孔隙含水巖組在水平方向上與區外含水層水力聯系較密切，因此模型四周可以處理成通用水頭邊界，利用達西斷面法確定邊界流量。在垂向上，淺層含水層自由水面作為系統的上邊界，潛水通過該邊界與系統外界進行大氣降水入滲補給、蒸發排泄等垂向交換。依據區內鉆孔資料，淺層含水層大多集中在埋深0.40～3.55 m，其下為粉色黏土層，為相對隔水層。因此，將下邊界概化為隔水邊界。

2.2 水流模型建立

水流模型的數學模型為[9]：

初始條件：h(x,y,z,t)=h0(x,y,z) 〔(x,y,z)∈Ω，t=0〕

邊界條件：h(x,y,z,t)|Γ1=h(x,y,z,t) 〔(x,y,z)∈Γ1，t≥0〕

式中：μs——含水介質的貯水率(L/m);h——水位標高(m);K——滲透系數(m/d);t——時間(d)；W——源匯項(m3/d);h0(x,y,z)——初始水位(m);Ω——模型模擬區；Γ1——一類邊界；h(x,y,z,t)——一類邊界上的已知水位函數。

在水文地質概念模型建立的基礎上，利用Visual Modflow建立地下水流數值模型。評價區的范圍為建設項目所在位置及周邊50～100 m的區域，面積約3.08×105m2，先將研究區進行剖分，采用20 m×20 m的矩形網格對整個區域模型進行剖分，共計剖分為40行×40列，1 600個單元格。并對敏感地區的模型網格進行加密處理。模型為穩定流，以2016年1月1日作為模擬的起始時間，2026年1月1日為模擬的終止時間。選取2016年1月監測的水位作為初始流場，模型模擬時間為3 650 d。

水文地質參數在地下水數值模擬中相當重要，其正確性與合理性將直接影響地下水模型的準確性及可信度。模型輸入的水文地質參數包括含水層的滲透系數(K)、給水度(Sy)、有效孔隙度(Eff.Por)、總孔隙度(Tot.Por)等。對于潛水含水層，模型用給水度確定儲存量。有效孔隙度是水流實際流過的孔隙，總孔隙度是巖石或土壤的空隙百分比[10]。由于項目區域鉆孔揭露的巖層分布較連續穩定，同時參照項目區水文地質圖，項目區屬同一含水層類型，因此本次模擬未對模擬區含水層滲透系數進行分區，參照本項目工程地質勘察報告成果，1∶175萬區域水文地質圖及地下水導則中的經驗值，含水層滲透系數取初始值為3.00×10-4m/d。根據廠區巖土工程勘察報告提供的孔隙比數據，初步估算得出該區域的土壤總孔隙度為0.4，相關參數選用經驗值并通過模型調試最終確定。

2.3 溶質運移模型

描述污染物在地下水中的遷移，前提是不考慮其在含水層中的交換、吸附以及生物化學反應等作用，同時模擬過程中不考慮溫度與水密度變化對水動力場和濃度場的影響。溶質運移的數學模型為[9]：

初始條件：C(x,y,z,t)=C0(x,y,z) 〔(x,y,z)∈Ω1，t=0〕

定解條件：C(x,y,z,t)|Γ1=C(x,y,z,t) 〔(x,y,z)∈Γ1，t≥0〕

本次溶質運移模型中介質彌散度的確定結合了李國敏等[11]提出的“空隙介質水動力彌散尺度效應的分形特征及彌散度初步估計”的方法進行估算，同時根據鎮江以往的彌散試驗進行修訂。另外，依據美國環保署(EPA)提出的經驗數據：橫/縱向彌散度比一般為0.1[12]。因此最終確定的溶質運移模型參數為：縱向彌散度為10 m；橫向彌散度為1.0 m。

對污染物在地下水中的遷移的預測，可利用前面已經建立的地下水流模型的含水層參數特征和源匯項條件來進行模擬，溶質運移模擬的范圍和邊界位置與水流模型一致，按已知濃度邊界來處理邊界性質，以廠區污水監測濃度均值輸入污染物濃度值。污水中污染物監測結果表明，CODMn和氨氮為該固體廢物處理廠污水中主要污染物，含量較大，所以本次模擬選取CODMn和氨氮進行模型的識別和計算。

2.4 模型識別與檢驗

為了使建立的模型能夠更貼切地反映模擬區的水流狀態和水文地質條件，達到仿真的實際效果，根據實際監測的水位動態變化數據，對模型進行識別和調試。本文采用試估—校正法，它屬于反求參數的間接方法之一，通過不斷試運行數值模型，得到水文地質模型在給定初始水文地質參數和各均衡項條件下的地下水位時空分布，通過擬合同時期的實際流場和監測井的水位過程線，不斷調整水文地質參數、邊界值和其它均衡項，使建立的模型更加符合實際水文地質條件。首先輸入水流模型的各項參數，建立水流模型，在此基礎上輸入溶質運移模型的各項參數，運行并校正。水流模型選擇WHS解法，此解法收斂更快、解更穩定[13]。溶質運移模型中對流項選擇隱式GCG解法，并選擇MT3DMS模型運行[14-16]。模型校正采用實際監測數值，將源匯項全部處理成補給或排泄強度。

選擇2016年1月到2016年12月的地下水統測資料為模型的識別階段。模型識別最終確定各參數的取值如表1所示。以廠區監測井為例，識別結果如圖1所示；選取2017年1月到2017年6月的地下水統測資料作為模型的檢驗階段，進一步驗證所建立的數學模型和模型參數的可靠性。從圖1中的觀測水位與計算水位的對比曲線可以看出，水位擬合誤差小于1 m。模型識別和驗證結果證明所建立的數值模型是合理的。

表1 模型校準后的水文地質參數

圖1 廠區監測井觀測水位與計算水位對比曲線

3 污染物模擬預測及控制措施

3.1 預測情景及污染物源強

正常工況下，本項目采取嚴格的防滲措施，污染物不會下滲污染地下水。本次模擬考慮非正常工況下，污水處理站防滲破損失效從而導致污染物持續污染地下水的情況(見表2)。污水泄漏后進入地下，首先在包氣帶中垂直向下遷移，并進入到含水層中。污染物進入地下水后，以對流作用和彌散作用為主。本次模擬選取特征污染物CODMn和氨氮作為模擬預測因子，根據廠區污水中污染物監測結果，濃度值分別約200，20 mg/L。這兩種污染物均是非保守型污染物，其在地下水中的運移規律非常復雜，除參與地下水的對流、彌散外，還存在各種化學和微生物降解等作用。根據這兩種污染物的理化特征，出于保守性考慮，本文在模擬氨氮擴散時，不考慮吸附作用、化學反應等因素，重點考慮對流、彌散作用；在模擬CODMn污染因子時，考慮其降解的過程并參考經驗值設定CODMn的降解系數為0.01。假設污染源為點源連續注入，即污染物不斷進入到含水層。

表2 廠區內非正常工況下污染物源強統計

注：水質標準限值參照《地下水質量標準》(GB/T14848-93)中表1Ⅲ類標準。

3.2 模擬預測結果

利用所建立的模型對廠區非正常工況下滲漏污水中特征污染物CODMn和氨氮在潛水含水層中的濃度時空分布規律進行數值模擬預測，本次模型以2016年1月作為模擬計算的時間起點，對未來20 a的情況進行了預測。CODMn和氨氮看作恒定點源，濃度值分別為200，20 mg/L，將該值作為污染源的初始濃度連續地滲入潛水含水層。參照《地下水質量標準(GB/T14848-93)》,CODMn和氨氮Ⅲ類標準為分別為3.0，0.2 mg/L。以此作為模擬濃度限值，確定CODMn和氨氮的超標范圍，通過數值模擬，得出CODMn和氨氮泄露后運移100，1 000，3 650，7 300 d的影響范圍、超標范圍和最大運移距離如表3和圖2—3所示。

注：橫縱坐標為運移距離，其中橫坐標的單位刻度為100 m，縱坐標的單位刻度為80 m，里層深色框線范圍為廠區范圍，中間深色框線范圍為本次評價范圍。下同。

圖2100d，1000d，3650d，7300d的潛水含水層CODMn污染物運移趨勢

在非正常工況下，如圖2—3所示，由于溶質運移的彌散性，污染物在地下水含水層中向各個方向均有運移，污染物污染羽狀體呈狹長形沿著地下水水流方向向下游擴散，并隨時間不斷地延伸。也就是說，水力梯度最大的地方，污染物的運移速度最快，水力梯度較小的地方污染物的運移速度較慢。這主要是由于地下水是污染物運移的載體，水力梯度的影響比彌散作用對污染物運移的影響要大。污染羽狀體稍向北偏，這可能是由于研究區地勢南高北低。泄漏點處地下水中污染物的濃度最高，隨著污染物向四周擴散，即隨著遷移距離的增加，濃度逐漸降低，其中沿水力梯度最大的方向，污染物濃度降低的最慢。污染物遷移速率相對較慢(如表3所示)，以污染物CODMn為例，滲漏發生100 d時，CODMn最大運移距離為50 m，而在模擬滲漏20 a時，CODMn最大運移距離僅擴大到249 m。

表3 污染物運移影響統計

圖3 100 d，1 000 d，3 650 d，7 300 d的潛水含水層氨氮污染物運移趨勢

從預測結果可以看出，100 d時CODMn污染影響范圍為3 253 m2，超標范圍943 m2，最大運移距離為50 m；1 000 d時CODMn污染影響范圍為8 330 m2，超標范圍3 878 m2，最大運移距離為139 m；3 650 d時CODMn污染影響范圍為17 308 m2，超標范圍7 881 m2，最大運移距離為187 m；7 300 d時CODMn污染影響范圍為24 627 m2，超標范圍11 130 m2，最大運移距離為249 m；100 d時氨氮污染影響范圍為632 m2，超標范圍64 m2，最大運移距離為33 m；1 000 d時氨氮污染影響范圍為4 133 m2，超標范圍2 174 m2，最大運移距離為110 m；3 650 d時氨氮污染影響范圍為6 523 m2，超標范圍3 317 m2，最大運移距離為150 m；7 300 d時氨氮污染影響范圍為10 251 m2，超標范圍5 602 m2，最大運移距離為204 m。可以看出不同污染物在地下水含水層中的溶質運移范圍和遷移距離不同。在本次模擬試驗中，CODMn的溶質運移范圍比氨氮的運移范圍要大。這主要是由于廠區污水中不同污染物成分的含量不同造成的，雖然此次模擬考慮了CODMn在地下水中的降解，但由于廠區污水中的CODMn濃度比氨氮大得多，因此CODMn的溶質運移范圍比氨氮的運移范圍要大。

根據實地調查，本次模擬條件下污染物20 a的污染影響范圍內均是園區工業企業及荒地，并無居民區及環境敏感點，但是滲漏污水中污染物濃度較高，盡管污染物滲漏進入地下水中后被不斷稀釋，遷移，但至模擬時間結束時其濃度仍然超標，且污染影響范圍一直擴大，當時間到達模擬期結束即20 a時，污染物的超標濃度和范圍達到最大。因此，廠區非正常工況下污水滲漏對研究區地下水環境總體影響較大，需要做好防滲措施，并對排污管道及污水處理設備加強日常監管，定期檢查，一旦發生事故要及時采取應急措施。

3.3 污染控制措施

針對污染源的控制是對固體廢物處理廠周邊地下水污染控制的有效方法，源的控制主要有源項控制和切斷污染途徑兩種方法，其中源項控制包括兩種方式，源項消減和源項去除[17]。切斷污染途徑可選用排水溝和防滲墻等控制措施，阻礙污染物污染下游地下水。由于固體廢物處理廠已經運行，且在污水處理站已采取嚴格的防滲措施，同時考慮在現階段實際工程中防滲墻和排水溝已運用較多，且都具有一定的局限性，因此，本次選擇源項消減措施，即地表硬化進行污染控制模擬。地表硬化在地面形成硬化層，能夠有效減少地下水系統降雨補給量，同時通過包氣帶進入地下水系統中的污染物也相應減少。由于地面形成了硬化層，使得地表徑流系數有所提高，一般在0.9左右[18]，也就是90%的降雨量將會形成地表徑流，使廢水對地下水的補給濃度大大減小。以CODMn為例，對廠區以及周邊區域地表硬化后的地下水中污染物運移過程進行模擬，結果如圖4所示。從圖4可以看出，固體廢物處理廠進行地表硬化處理后，地下水中CODMn滲漏發生20 a后運移趨勢與未進行地表硬化的如圖2進行對比，可以明顯看到，硬化前后污染物遷移速率發生了很大的變化。未進行地表硬化的固體廢物處理廠地下水中CODMn在發生泄漏20 a后其污染羽超出本次評價范圍，而進行地表硬化處理的固體廢物處理廠地下水中CODMn在發生泄露20 a后其污染羽尚未到達本次評價范圍邊界。并且，進行地表硬化處理后，固體廢物處理廠地下水中CODMn濃度明顯低于未進行地表硬化的。地表硬化后，能有效的形成硬化層，減少地下水系統降雨補給量，從而大大減少了廢水對地下水的補給濃度，使得污染源的擴散走勢變緩。因此，進行地表硬化對控制地下水中污染物遷移具有一定的作用。

圖4 地表硬化后CODMn的運移變化趨勢(20 a)

4 結 論

本研究結合研究區的水文地質條件，運用Visual Modflow模擬軟件預測研究區地下水環境污染狀況，以及預測地表硬化污染控制措施對污染物運移產生的影響，地下水中污染物運移預測結果與李丹等利用Visual Modflow軟件得到的廣州市某垃圾填埋場地下水污染遷移規律研究結果類似，且本文分析比較了CODMn和氨氮兩種特征污染物在地下水中的運移情況，結果表明不同污染物在地下水含水層中的溶質運移范圍和遷移距離不同；采用地表硬化污染控制措施對污染物運移影響預測結果與馬志飛等對某危險廢物填埋場地下水污染預測及控制模擬結果類似。本研究可為同類型建設項目及企業的地下水污染預測和防治以及日常監管提供依據。主要結論包括：

(1) 由于溶質運移的彌散性，污染物在地下水含水層中向各個方向均有運移，地下水是污染物運移的載體，水力梯度的影響比彌散作用對污染物運移的影響要大，因此污染物污染羽狀體呈狹長形沿著地下水水流方向向下游擴散，并隨時間不斷地延伸；污染物遷移速率相對較慢，隨時間推移，一定范圍內污染物的濃度逐漸升高，污染面積逐漸增加，當達到預測時間20 a時，污染物的影響范圍和遷移距離達到最大，由于水流稀釋，其濃度卻隨著運移距離的增加而減小。

(2) 不同污染物在地下水含水層中的溶質運移范圍和遷移距離不同。在本次模擬試驗中，CODMn的溶質運移范圍比氨氮的運移范圍要大。這主要是由于廠區污水中不同污染物成分的含量不同造成的，雖然此次模擬考慮了CODMn在地下水中的降解，但由于廠區污水中的CODMn濃度比氨氮大得多，因此CODMn的溶質運移范圍比氨氮的運移范圍要大。

(3) 污染影響范圍相對較小，且影響范圍內無居民區及環境敏感點，但研究區污染源源強補給較大，污染物初始濃度較高，一旦發生污染物滲漏進入地下水將會嚴重影響地下水水質，導致地下水污染。

(4) 地表硬化污染控制措施通過降低降雨入滲系數，能在一定程度上控制地下水中污染物擴散范圍及污染濃度，因此在建設固體廢物處理廠過程中，在注重防滲措施的同時，需加強場地及周邊地表硬化程度。