陶棗盆地巖溶水串層污染數(shù)值模擬及預(yù)測(cè)

中圖分類號(hào)：X523；X54 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

Numerical Simulation and Prediction of Cross-strata Karst Water Pollution in Taozao Basir

ZHAO Yangyang ¹ ， XING Liting ¹ ， CAO Jie ¹ ， CHEN Hongnian ² ，ZHANG Fei ^?2 ， XING Xuetao ² （1.School of Water Conservancy and Environment，University of Jinan，Jinan 25OO22，Shandong，China; 2.Lunan Geo-engineering Exploration Institute of Shandong Province，Jining 2721Oo，Shandong，China）

Abstract：Toaddress thecross-layer polution ofkarst water in Taozao Basin bypit water，hydrochemical analysis was conducted to determine themain componentsof localkarst waterpolution.Agroundwater modelfor Taozao Basin was established forsimulation，verification，and parameter inversion toinfer groundwater polutionpathways，andsimulations were carried outto predict the effectsof protecting karst water through schemes such as increasing pit water discharge， grouting to block cross-layer pathways，and filing pitroadways.Theresultsshow thatthe main pollutant in the karst waterof Taozao Basin issulfate ions，andthecross-layerpolution primarilyoccursthrough fault zonesand floor fracture zones causedbycoal mining.Grouting to block pathways andfiling pit roadways are identified as theoptimal solutions for controlling karst water polltion from cross-layer pathways in fault zones and floor fracture zones，respectively.

Keywords： karst water； polution prediction； numerical simulation; crossstrata polution； Taozao Basin

省棗莊市是一座煤城，為國(guó)民經(jīng)濟(jì)發(fā)展作出了巨大的貢獻(xiàn)。隨著資源日趨枯竭，煤炭城市的環(huán)境問題不斷出現(xiàn)，地表水和地下水遭受污染，嚴(yán)重影響當(dāng)?shù)鼐用竦纳頪1-3]。有些煤礦閉坑以后可能還會(huì)使當(dāng)?shù)貛r溶水進(jìn)一步惡化[4-5]，因此，如何治理礦山開采造成的環(huán)境問題已經(jīng)成為一個(gè)全球性的研究課題[3，6-7] 。

根據(jù)水文地質(zhì)特征的不同，葛亮濤[8]將我國(guó)煤田劃分為5個(gè)大區(qū)，分別為東北區(qū)、華北區(qū)、華南區(qū)、西北區(qū)和西南區(qū)。棗莊市所在的陶棗煤田地處華北賦煤區(qū)，該區(qū)酸性礦山水（AMD）呈酸性至堿性，同時(shí)存在無鐵、低鐵、高鐵的情況。該地區(qū)太原組煤層直接覆蓋于巖溶含水層之上，受巖溶水影響強(qiáng)烈，煤礦開采過程中須大量排出地下水，導(dǎo)致含硫礦物不斷溶解釋放硫酸根，致使當(dāng)?shù)氐V坑水硫酸鹽含量普遍偏高[9-10]。趙春紅等[1]以山西省陽泉山底河流域?yàn)槔芯棵旱V礦坑水，統(tǒng)計(jì)分析了山底河流域礦坑水水量的變化特征和水質(zhì)的演化機(jī)制，結(jié)果表明，當(dāng)?shù)氐牡V坑水屬于AMD類型，礦坑水會(huì)滲漏補(bǔ)給娘子關(guān)泉域，且硫酸鹽含量嚴(yán)重超標(biāo)，對(duì)泉域造成嚴(yán)重污染，亟須對(duì)礦坑水和閉坑礦山進(jìn)行污染治理。張秋霞等[12]、刁海忠等[13]分別對(duì)省淄博市洪山、寨里煤礦區(qū)閉坑后的地下水串層展開研究，當(dāng)?shù)貛r溶水主要受礦坑水影響導(dǎo)致硫酸根含量過高，通過對(duì)地下水串層污染的分布特征、煤礦閉坑前后的水動(dòng)力場(chǎng)分析串層污染通道，推導(dǎo)出串層污染的途徑是各類井孔。礦山開采過程中可能會(huì)導(dǎo)致含水層結(jié)構(gòu)破壞、礦坑突水、斷裂帶活化等情況，產(chǎn)生AMD[14-16]，當(dāng)煤礦閉坑后，礦坑水位迅速上升，串層進(jìn)入淺部或深部含水層，污染其他含水層[17-18] 。

對(duì)于礦坑水污染治理預(yù)測(cè)的技術(shù)多采用數(shù)值模擬方法展開，常用模型或軟件包括MODFLOW、MODPATH、MT3D、PEST等。Adhikari等[9]以Gondwana煤礦為例，用HYDRUS1D模型、VisualMODFLOW和MT3DMS程序預(yù)測(cè)了錳離子在含水層的運(yùn)移，預(yù)計(jì)到2050年左右，露天煤礦地下水錳離子污染范圍將達(dá)到 80km² 。胡艷春等[20]構(gòu)建了省淄博煤田洪山、寨里閉坑礦山地區(qū)的水文地質(zhì)概念模型，并運(yùn)用VisualMODFLOW軟件進(jìn)行數(shù)值計(jì)算，并分別開展現(xiàn)狀條件下和實(shí)施封孔治理?xiàng)l件下的地下水串層污染模擬，結(jié)果表明，注槳封堵使得串層區(qū)域的滲透率降低，可以在一定程度上控制礦坑水對(duì)巖溶水的影響，使巖溶水水質(zhì)得到改善。

為了防止礦坑水串層污染，有多種多樣的治理措施，主要分為切斷污染通道、控制水位差、污染源頭的控制三類。切斷污染通道一般可通過注漿減小巖層的滲透系數(shù)等措施，減弱不同含水層的水力聯(lián)系[20]；控制水位差可以采取排出礦坑水的方式，使得礦坑水水位低于巖溶水水位，避免串層[21]；污染源頭的控制最常用的方式是礦坑巷道填充[22]，將礦物材料等填充無用或廢棄的巷道，通過吸附作用或中和作用進(jìn)行原位凈化，減少含硫礦物的溶解，從而降低礦坑水的污染物含量[23] 。

以往的研究多集中在已知串層通道的前提下，利用數(shù)值模擬來模擬及預(yù)測(cè)巖溶水串層污染。陶棗盆地的流域面積大，地質(zhì)條件復(fù)雜，很難準(zhǔn)確確定巖溶水的串層方式和串層位置，因此無法直接預(yù)測(cè)巖溶水污染狀況。本文中結(jié)合水化學(xué)數(shù)據(jù)和地質(zhì)條件，根據(jù)數(shù)值模型進(jìn)行參數(shù)反演計(jì)算串層污染的方式與位置，分析陶棗盆地巖溶水串層污染通道，提出巖溶水污染治理及保護(hù)措施。

研究區(qū)概況

陶棗盆地位于省棗莊市市中區(qū)和薛城區(qū)，北至地表分水嶺，南至西橫山口一山陰一福臨山一帶，西至薛城區(qū)陶莊鎮(zhèn)苗谷堆，東至市中區(qū)稅郭鎮(zhèn)東三里屯。陶棗盆地水文地質(zhì)圖如圖1所示。由圖可以看出，研究區(qū)整體南北高，東高西洼，中間低平，為一個(gè)東西向展布的不規(guī)則橢圓形盆地，陶棗煤田上覆于中間低平處，四周地區(qū)基巖裸露，裂隙、巖溶發(fā)育，內(nèi)部存在多條斷裂

研究區(qū)地下水含水層類型按儲(chǔ)水構(gòu)造可分為松散巖類孔隙水、碳酸鹽巖類裂隙巖溶水、碎屑巖和變質(zhì)巖類裂隙水三大類。地下水的補(bǔ)給主要是降水補(bǔ)給和地表水入滲，主要的排泄方式為人工開采。研究區(qū)雨熱同期，多年平均降水量為 815.8mm ，區(qū)內(nèi)有蟠龍河和大沙河2條河流，

2 材料與方法

2.1 數(shù)據(jù)來源

研究區(qū)有8個(gè)巖溶水長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)井，水位數(shù)據(jù)來自于長(zhǎng)期實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)，監(jiān)測(cè)時(shí)間為每月1、6、11、16、21、26日。巖溶水長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)井自2011—2020年每年取樣測(cè)試1＼～2次，另外分別于2011、2015、2020年取巖溶水樣20處、礦坑水樣10處、地表水樣3處進(jìn)行水質(zhì)檢驗(yàn)。水樣收集和保存嚴(yán)格按照環(huán)境保護(hù)行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)《水質(zhì)采樣樣品的保存和管理技術(shù)規(guī)定》（HJ 493—2009）執(zhí)行。選取 ΔNa⁺ 、 K⁺ 、 Ca²⁺ ）Mg²⁺ ！ Cl^- ！ SO₄^2- 、 HCO₃^- ！ NO₃^- 等8項(xiàng)指標(biāo)的監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)用于分析與評(píng)價(jià)。

2.2 數(shù)值模擬

本文中數(shù)值模擬采用有限差分法，數(shù)值模型包括滲流模型和溶質(zhì)運(yùn)移模型兩部分。其中，非穩(wěn)態(tài)條件下滲流模型為

式中： K_x，K_y 、 K_z 分別為 x，y，z 方向滲透系數(shù)； μ 為彈性給水度或重力給水度； H（x，y，z，t） 為某空間點(diǎn) （x，y，z） 在 Ψ_t 時(shí)刻的水頭函數(shù)； H₀（x，y，z） 為某空間點(diǎn) （x，y，z） 在初始時(shí)刻的水頭函數(shù)； W 為源匯項(xiàng)； 為模擬區(qū)； q（x，y，t） 為 χ_t 時(shí)刻邊界上的垂向水流通量； T₂ 為流量邊界。

由于研究區(qū)含有多個(gè)煤層，且每個(gè)煤層的采空區(qū)各不相同，因此將概念模型在垂直方向上分為10層，第1—9層屬于煤系地層，第2、4、6、8層為含煤地層，各含煤地層分布有不完全相同的采空區(qū)，第1、3、5、7、9層為弱透水層，第10層為寒武奧陶系地層。根據(jù)陶棗盆地的構(gòu)造，以巖溶水系統(tǒng)的地下水分水嶺為邊界，邊界條件為第二類邊界條件，流量為0。以邊長(zhǎng)為 250m 的正方形為一個(gè)單元格，有效面積為 443.43km² 。識(shí)別期為2016年9月—2017年9月，共 367d，12 個(gè)應(yīng)力期；檢驗(yàn)期為2017年9月—2018年9月，共366d，12個(gè)應(yīng)力期；反演期為2018年9月—2020年12月，共852d，28個(gè)應(yīng)力期。

溶質(zhì)運(yùn)移模型為

式中： C_k 為溶質(zhì) k 在地下水中的濃度； n 為孔隙度;D_ij 為不同方向的水力彌散系數(shù)張量， i，j=x，y，z 為反應(yīng)項(xiàng)； C_k，s 為溶質(zhì) k 源匯項(xiàng)的濃度； q_s 為含水層中流體單位體積的過流量； v_i 為方向 i 的滲流速率； C（x，y，z，0） 、 C（x，y，z，t） 分別為初始、 Ψ_t 時(shí)刻溶質(zhì)的濃度； C₀（x，y，z） 為源匯項(xiàng)的濃度； C₂（x， （204號(hào)y，z，t） 為第二類邊界上的已知濃度。

溶質(zhì)運(yùn)移模型建立在研究區(qū)水流模型的基礎(chǔ)上，識(shí)別、檢驗(yàn)、反演等設(shè)定均沿用水流模型。識(shí)別期為2016年9月—2017年9月，共367d，12個(gè)應(yīng)力期；檢驗(yàn)期為2017年9月—2018年9月，共 366d 12個(gè)應(yīng)力期；反演期為2018年9月—2020年12月，共 ⁸⁵²d，28 個(gè)應(yīng)力期。參數(shù)反演是通過數(shù)值模型來調(diào)整模型的參數(shù)，使模型的模擬結(jié)果更好地匹配實(shí)際觀測(cè)數(shù)據(jù)。

3 結(jié)果與討論

3.1 巖溶水串層污染識(shí)別

3.1.1 巖溶水污染特征

統(tǒng)計(jì)20個(gè)取樣點(diǎn)的常規(guī)離子測(cè)試結(jié)果，如表1所示。由表可以看出，當(dāng)?shù)貛r溶水中 SO₄^2- 具有含量高、差異大的特點(diǎn)。根據(jù)取樣結(jié)果并參考以往數(shù)據(jù)繪制研究區(qū) SO₄^2- 質(zhì)量濃度等值線圖如圖2所示。由圖可以看出，煤田覆蓋的巖溶地區(qū)的巖溶水中SO₄^2- 含量高于裸露區(qū)的，其中，取樣點(diǎn) S₁ 的 SO₄^2- 質(zhì)量濃度為 426.86mg/L ，遠(yuǎn)大于周邊地區(qū)的相應(yīng)值（ 153.39mg/L ）；取樣點(diǎn) S₁₂ ！ S₁₃ 的 SO₄^2- 質(zhì)量濃度分別為 317.06，385.24mg/L ，也遠(yuǎn)大于周邊地區(qū)的相應(yīng)值（ 195.31mg/L ）

取樣點(diǎn) S₁ 、 S₁₂ ！ S₁₃ 的巖溶水中 SO₄^2- 含量高于周邊地區(qū)的，并且 S₁ 、 S₁₂ 屬于長(zhǎng)期觀測(cè)點(diǎn)，統(tǒng)計(jì)2個(gè)取樣點(diǎn)的水樣中 SO₄^2- 質(zhì)量濃度年際變化如圖3所示。由圖2、3可以看出，取樣點(diǎn) S₁ 的巖溶水中SO₄^2- 含量在2019年前存在波動(dòng)，2019年9月突然上漲，根據(jù)長(zhǎng)期水化學(xué)資料可以確定，該取樣點(diǎn)的水化學(xué)類型由原本的 SO₄?HCO₃-Ca 變?yōu)?SO₄?Ca ，常規(guī)離子組分中 SO₄^2- ！ Ca²⁺ 含量較往年平均增大， SO₄^2- 含量增大約 113% ，其余離子組分均無較大變化。SO₄^2- 1 Ca²⁺ 含量增大的原因是該時(shí)期降水與多年同期相比減少 53% ，人工開采量增大，使得巖溶含水層水位降低，巖溶水與礦坑水的水位差進(jìn)一步增大，高污染的礦坑水大量串層進(jìn)入巖溶水，造成 SO₄^2- 污染加劇。

取樣點(diǎn) S₁₂ 整體上存在 SO₄^2- 含量逐漸增大的趨勢(shì)。從圖4的研究區(qū)巖溶水和礦坑水的等水位線圖可以看出，在同一位置的礦坑水的水位高于巖溶水水位，若存在串層污染通道，則會(huì)出現(xiàn)高 SO₄^2- 含量的礦坑水串層污染巖溶水的情況。

3.1.2 地下水?dāng)?shù)值模擬

根據(jù)已有的資料建立概念模型，設(shè)置參數(shù)分區(qū)、邊界條件、源匯項(xiàng)等。以2016年9月—2017年9月為識(shí)別期、以2017年9月—2018年9月為檢驗(yàn)期進(jìn)行識(shí)別檢驗(yàn)。以觀測(cè)井的實(shí)測(cè)水位與模擬水位為基準(zhǔn)，通過不斷調(diào)試參數(shù)得到合理的結(jié)果，參數(shù)分區(qū)示意圖詳見開放科學(xué)識(shí)別碼（OSID碼）。由于取樣點(diǎn) S₁₃ 不是長(zhǎng)期觀測(cè)點(diǎn)，因此選擇S₁ ！ S₁₂ 這2個(gè)巖溶水水位觀測(cè)點(diǎn)為代表，繪制模擬期與檢驗(yàn)期的計(jì)算與實(shí)測(cè)水位，如圖5所示。由圖可以看出，2個(gè)取樣點(diǎn)在識(shí)別期和檢驗(yàn)期均有較好的模擬結(jié)果。

在上述水流模型的基礎(chǔ)上建立溶質(zhì)運(yùn)移模型，考慮到研究區(qū)的巖溶水污染特征，以 SO₄^2- 為溶質(zhì)進(jìn)行模擬。有效單元格、邊界條件、識(shí)別檢驗(yàn)期等設(shè)置均與水流模型相似，建立模型并開展識(shí)別與檢驗(yàn)。模擬期與檢驗(yàn)期的計(jì)算與實(shí)測(cè)結(jié)果如圖6所示。由圖可以看出，取樣點(diǎn) S₁ 、 S₁₂ 的巖溶水中 SO₄^2- 含量在識(shí)別期和檢驗(yàn)期均有較好的模擬結(jié)果，

3.1.3 巖溶水串層污染反演

本文中采用參數(shù)區(qū)劃法進(jìn)行反演，由于參數(shù)分區(qū)較多，因此使用手動(dòng)調(diào)參。以2018年9月一2020年12月的觀測(cè)數(shù)據(jù)作為反演期，根據(jù)模擬結(jié)果反復(fù)調(diào)整相關(guān)分區(qū)的滲透系數(shù)、儲(chǔ)水系數(shù)等參數(shù)，使得最終模擬結(jié)果符合觀測(cè)結(jié)果。研究區(qū)巖溶水水位和SO₄^2- 含量的模擬與實(shí)測(cè)結(jié)果如圖7所示。

通過參數(shù)反演并結(jié)合水化學(xué)特征，可以確定出研究區(qū)存在2個(gè)串層位置，分別位于取樣點(diǎn) S₁ ） S₁₂ 附近地區(qū)。在模型中于取樣點(diǎn) S₁ 附近選取一條剖面I-I'（見圖1），使其穿過大呂巷斷裂，于取樣點(diǎn)S₁₂ 附件選取一條剖面ⅡI-II'（見圖1），分別繪制剖面圖，并標(biāo)注出串層區(qū)域，如圖8所示。由圖可知，2個(gè)地區(qū)的地下水串層均為礦坑水串層污染巖溶水，導(dǎo)致巖溶水 SO₄^2- 含量高于其他地區(qū)的，該地區(qū)主要的污染成分為 SO₄^2- 。

取樣點(diǎn) S₁ ） S₁₂ 附近巖溶水中 SO₄^2- 含量高于周邊地區(qū)的，同時(shí)又低于礦坑水中 SO₄^2- 含量的現(xiàn)象表明，這2個(gè)地區(qū)巖溶水中 SO₄^2- 可能來源于礦坑水。取樣點(diǎn) S₁ 地區(qū)存在斷裂結(jié)構(gòu)，斷裂可能使導(dǎo)水溝通含水層，而取樣點(diǎn) S₁₂ 地區(qū)有閉坑煤礦存在，開采中可能導(dǎo)致底板破碎溝通2個(gè)含水層。2個(gè)地區(qū)的礦坑水水位均高于巖溶水水位，存在串層通道導(dǎo)致礦坑水串層進(jìn)入巖溶水。

3.1.4巖溶水串層污染方式

1）斷裂帶活化串層污染。地下水串層驅(qū)動(dòng)力就是位于不同含水層中的地下水存在的水位差，當(dāng)2個(gè)不同的含水層存在水力聯(lián)系后，高水位含水層中的水就會(huì)流入水位低的含水層。取樣點(diǎn) S₁ 附近是受到礦坑水串層影響的地區(qū)之一，存在大呂巷斷裂。該斷裂是陶棗煤田西南部與寒武奧陶系灰?guī)r的分界線，取樣點(diǎn) S₁ 位于陶棗煤田西側(cè)，附近存在清涼泉，大呂巷斷裂從其東部穿過。該地區(qū)為逆斷層，上盤相對(duì)下盤向上滑動(dòng)，使寒武奧陶系灰?guī)r與陶棗煤田接觸。由于斷層西側(cè)巖溶裂隙較發(fā)育，斷層導(dǎo)水性和富水性較好，當(dāng)?shù)V坑水水位高于巖溶水水位時(shí)，礦坑水就可能會(huì)補(bǔ)給巖溶水，造成串層污染，因此斷定該地區(qū)的串層污染通道為斷裂帶活化

2）采空區(qū)底板破碎帶串層污染。陶棗盆地在取樣點(diǎn) S₁₂ 附近也存在串層通道，使得當(dāng)?shù)貛r溶水受到污染。從剖面圖可以看出，該地區(qū)地處煤田與巖溶裸露區(qū)的交界處，隔水性較好，并無斷裂，出現(xiàn)串層污染的原因可能是煤礦開采導(dǎo)致了底板等結(jié)構(gòu)被破壞或產(chǎn)生了陷落柱，使得2個(gè)原本互不溝通的含水層產(chǎn)生了水力聯(lián)系[24]。煤礦閉坑管理缺失導(dǎo)致礦坑水賦存于煤系地層無法排出，礦坑水水位高于巖溶水水位，礦坑水通過串層通道補(bǔ)給巖溶水，使得該地區(qū)巖溶水遭受污染，因此判斷該地區(qū)的串層污染通道為煤礦開采產(chǎn)生的底板破碎帶

3.2 巖溶水保護(hù)預(yù)測(cè)

3.2.1 保護(hù)方案設(shè)計(jì)

研究區(qū)巖溶水的串層污染出現(xiàn)于2個(gè)地區(qū)，因此，以取樣點(diǎn) S₁ 代表因斷裂帶串層，以取樣點(diǎn) S₁₂ 代表因底板破壞帶串層，分別模擬巖溶水保護(hù)治理治理串層污染的方案大體上分為處理污染源、控制水位差以及封堵串層通道3種方式。結(jié)合陶棗盆地煤礦將全部閉坑的實(shí)際情況，提出以下治理方案：

1）由于煤礦閉坑后不再排放礦坑水，通過繼續(xù)排放礦坑水并增大至原排放量的1.3倍，減弱或消除2個(gè)含水層的水力聯(lián)系，以此來減弱或者消除串層污染。

2）煤礦閉坑后，通過封堵注漿的方式，切斷2個(gè)流動(dòng)系統(tǒng)的水力聯(lián)系，使得礦坑水無法進(jìn)人巖溶水，避免串層污染

3）煤礦閉坑后，通過對(duì)污染源采取礦坑巷道填充的方式，使得礦坑水污染物含量降低，避免巖溶水串層污染。

3.2.2 保護(hù)預(yù)測(cè)

為了對(duì)比各方案的治理效果，增設(shè)一組不實(shí)施任何治理措施的方案，該方案的預(yù)測(cè)結(jié)果將作為上述保護(hù)方案的對(duì)照組。所有方案以已建立的模型為基準(zhǔn)，每年預(yù)測(cè)一個(gè)豐水期和一個(gè)枯水期結(jié)果，模擬預(yù)測(cè)未來 20a 后研究區(qū)的地下水水動(dòng)態(tài)變化。以取樣點(diǎn) S₁ 、 S₁₂ 為巖溶水觀測(cè)點(diǎn)進(jìn)行水動(dòng)態(tài)預(yù)測(cè)，分析其治理效果。由于礦區(qū)內(nèi)存在一自流井，將該井編號(hào)為觀測(cè)點(diǎn)Z，并于模型此處虛設(shè)一個(gè)礦坑水觀測(cè)點(diǎn)和巖溶水觀測(cè)點(diǎn)，對(duì)比同一點(diǎn)位的礦坑水和巖溶水水位變化。

1）方案1：不實(shí)施治理。若不治理陶棗盆地巖 溶水串層污染，經(jīng)過計(jì)算，觀測(cè)點(diǎn) S₁ 1 S₁₂，Z 的巖溶 水水位和觀測(cè)點(diǎn) S₁ ！ S₁₂ 的巖溶水中 SO₄^2- 含量動(dòng)態(tài) 變化如9所示。

由圖可以看出，對(duì)于觀測(cè)點(diǎn) S₁ ，未來20a水位基本保持不變， SO₄^2- 含量逐漸增大，質(zhì)量濃度最終穩(wěn)定于約 2000mg/L ，枯水期的 SO₄^2- 含量高于同年豐水期的。對(duì)于觀測(cè)點(diǎn) S₁₂ ，未來20a水位先降低后基本保持不變， SO₄^2- 含量逐漸增加，質(zhì)量濃度最終穩(wěn)定于約 520mg/L ，枯水期的 SO₄^2- 含量高于同年豐水期的。在同一位置，礦坑水水位高于巖溶水水位，二者水位差始終維持在 5m 左右，且自流井會(huì)在每年豐水期自流。

由于串層污染的驅(qū)動(dòng)力是2個(gè)含水層的水位差，高水位含水層的水會(huì)流入低水位的含水層，從模擬結(jié)果可以看出，未來礦坑水與巖溶水的水位差保持不變，如不實(shí)施治理，當(dāng)?shù)貛r溶水污染情況會(huì)更加嚴(yán)重，因此亟須采取適當(dāng)?shù)闹卫泶胧?/p>

2）方案2：增大礦坑水的排放。若增大礦坑水 排放，經(jīng)過計(jì)算，觀測(cè)點(diǎn) S₁ ： S₁₂ 、Z的巖溶水水位和 觀測(cè)點(diǎn) S₁ ！ S₁₂ 的巖溶水中 SO₄^2- 含量動(dòng)態(tài)變化如圖 10所示。

由圖可以看出：對(duì)于觀測(cè)點(diǎn) S₁ ，未來20a水位持續(xù)降低，且水位低于不治理?xiàng)l件的， SO₄^2- 含量保持逐漸增加，枯水期的 SO₄^2- 含量高于同年豐水期的，但增幅小于不治理?xiàng)l件的。對(duì)于觀測(cè)點(diǎn) S₁₂ ，未來20a水位先降低后基本保持不變，水位也低于不治理?xiàng)l件的， SO₄^2- 含量出現(xiàn)先增大后減小的趨勢(shì)，質(zhì)量濃度依舊維持在 400mg/L ，低于不治理?xiàng)l件下的，枯水期的 SO₄^2- 含量高于同年豐水期的。在觀測(cè)點(diǎn)Z，礦坑水水位始終高于巖溶水水位，二者水位差的變化趨勢(shì)為先增大隨后維持不變，水位差穩(wěn)定在4m 左右，小于不治理?xiàng)l件下的水位差。

綜上分析，增大礦坑水的排放會(huì)降低地下水水位，雖然2個(gè)含水層存在水力聯(lián)系，但可以通過排放礦坑水削弱2個(gè)含水層之間的水力聯(lián)系，使觀測(cè)點(diǎn) S₁ ： S₁₂ 的巖溶水中 SO₄^2- 含量分別降低 24.8%～ 32.7% ！ 22.2%～26.0% 。

3）方案3：注漿封堵串層通道。若采取注漿封堵串層通道的方式，經(jīng)過計(jì)算，觀測(cè)點(diǎn) S₁ ） S₁₂ 、Z的溶巖水水位和觀測(cè)點(diǎn) S₁ ！ S₁₂ 的巖溶水中 SO₄^2- 含量動(dòng)態(tài)變化如圖11所示。

由于觀測(cè)點(diǎn)與治理位置具有一定的距離，故SO₄^2- 含量的變化存在滯后性。由圖11可以看出：對(duì)于觀測(cè)點(diǎn) S₁ ，未來20a水位基本保持穩(wěn)定，其水位低于不治理?xiàng)l件的， SO₄^2- 含量保持逐漸減小的趨勢(shì)，與不治理?xiàng)l件下的變化趨勢(shì)相反，枯水期的SO₄^2- 含量高于同年豐水期的。對(duì)于觀測(cè)點(diǎn) S₁₂ ，未來20a水位先降低后基本保持穩(wěn)定，其水位低于不治理?xiàng)l件的， SO₄^2- 含量出現(xiàn)先增大后減小的趨勢(shì)，但含量低于不治理?xiàng)l件的，枯水期的 SO₄^2- 含量高于同年豐水期的。在觀測(cè)點(diǎn)Z，礦坑水水位始終高于巖溶水水位，二者水位差的變化趨勢(shì)為先減小隨后維持不變，水位差穩(wěn)定在 4m 左右。

綜上分析，通過封堵串層通道可以降低2個(gè)地區(qū)的巖溶水中的 SO₄^2- 含量，達(dá)到治理效果。對(duì)于斷裂串層區(qū)域來說，注漿封堵使得該地區(qū)的礦坑水無法通過斷裂流入巖溶水，導(dǎo)致該地區(qū)礦坑水水位上升。通過實(shí)施該治理方案，可以使觀測(cè)點(diǎn) S₁ 、 S₁₂ 的巖溶水中 SO₄^2- 含量分別降低 77.9%～84.2% 12.3%～23.4% 。

4）方案4：礦坑巷道填充。由于實(shí)施礦坑巷道填充方案不影響水位，因此各觀測(cè)點(diǎn)水位變化與方案1相同。若采取礦坑巷道填充方案，經(jīng)過計(jì)算，觀測(cè)點(diǎn) S₁ 、 S₁₂ 的巖溶水中 SO₄^2- 含量動(dòng)態(tài)變化如圖12所示。

由圖可以看出：對(duì)于觀測(cè)點(diǎn) S₁ ， SO₄^2- 含量出現(xiàn)先增大后減小的趨勢(shì)，拐點(diǎn)出現(xiàn)于2024年，含量低于不治理情況下的，枯水期的 SO₄^2- 含量高于同年豐水期的。對(duì)于觀測(cè)點(diǎn) S₁₂ ， SO₄^2- 含量出現(xiàn)先增大后減小的趨勢(shì)，拐點(diǎn)出現(xiàn)于2027年，含量低于不治理情況下的，枯水期的 SO₄^2- 含量高于同年豐水期。

綜合分析，實(shí)施礦坑巷道填充方案，20a后可以使觀測(cè)點(diǎn) S₁ 、 S₁₂ 的巖溶水中 SO₄^2- 含量分別降低74.2%～83.7% ！ 16.5%～28.1%

通過多種方案的對(duì)比可以看出，3種治理方案對(duì)2個(gè)地區(qū)的串層污染均有效，但不同類型的治理措施對(duì)于不同的串層污染通道治理效果并不相同。對(duì)于通過斷裂帶的串層污染，治理效果優(yōu)劣的方案排序?yàn)樽{封堵串層通道、礦坑巷道填充、增大礦坑水排放；對(duì)于通過底板破壞帶的串層污染，治理效果優(yōu)劣的方案排序?yàn)榈V坑巷道填充、注漿封堵串層通道、增大礦坑水排放

4結(jié)論

本文中用水化學(xué)分析、數(shù)值模擬的方法，研究了陶棗盆地巖溶水串層污染的通道和預(yù)測(cè)治理效果，得到如下主要結(jié)論：

1）陶棗盆地的巖溶水串層污染的主要成分為SO₄^2- 。通過建立數(shù)值模型，并進(jìn)行識(shí)別檢驗(yàn)確定模型的準(zhǔn)確性，采用參數(shù)反演方法并結(jié)合研究資料確定出當(dāng)?shù)卮嬖?個(gè)串層污染地區(qū)：一個(gè)是因斷裂帶活化溝通2個(gè)含水層而造成串層污染；另一個(gè)是開采煤礦導(dǎo)致底板破壞帶等結(jié)構(gòu)，使2個(gè)含水層存在水力聯(lián)系而造成串層污染。

2）通過模型預(yù)測(cè)未來20a的溶巖水水位和 SO₄^2- 含量的變化。如不對(duì)串層污染實(shí)施治理，串層地區(qū)的SO₄^2- 質(zhì)量濃度將分別達(dá)到約2000、 520mg/L 。采取增大礦坑水排放、注漿封堵串層通道和礦坑巷道填充3種治理方案預(yù)測(cè)污染治理效果，經(jīng)過對(duì)比，坑水排放、注漿封堵串層通道和礦坑巷道填充分別可使研究區(qū)由斷裂帶活化導(dǎo)致的串層污染中巖溶水的 SO₄^2- 含量較不治理的分別降低 24.8%～32.7% 、77.9%～84.2% 74.2%～83.7% ，治理效果優(yōu)劣的方案排序?yàn)樽{封堵串層通道、礦坑巷道填充、增大礦坑水排放；3種治理方案使底板破壞帶串層污染中巖溶水的 SO₄^2- 含量較不治理的分別降低22.2%～26.0% 7 12.3%～23.4% 、 16.5%～28.1% 治理效果優(yōu)劣的方案排序?yàn)榈V坑巷道填充、注漿封堵及增大礦坑水排放。

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（責(zé)任編輯：于海琴）