GMS在地下水环境影响评价中的应用
——以某工业废物处置中心为例

胡军学，王振华，徐 俊，汪发文

(1.中冶集团 武汉勘察研究院有限公司,湖北 武汉 430080； 2.湖北省城市地质工程院,湖北 武汉 430050)

评价区总占地面积0.089 km2,目前主要工业企业废水排放总量为49 948 m3/a,其中主要污染物为NH3-N、COD,排放量分别为0.172 8 t/a、2.497 4 t/a。

1 地质与水文地质条件

评价区为构造剥蚀丘陵—低山地貌,总地势由东北向西南倾斜,属亚热带季风气候区,冬长夏短、春秋相近、四季分明,年平均降水量750～1 160 mm,多年平均降水量914 mm,雨量集中,雨热同季。

根据地下水的赋存条件、水力性质及地层岩性组合特征[1],评价区地下水类型可划分为松散岩类孔隙水和风化基岩裂隙水,按含水层的渗透性可进一步划分为一个弱透水层、一个含水层和一个隔水层,具体描述如下：

(1) 弱透水层。该层主要由第四系人工填土和碎石土组成,厚度一般为0.5～3.0 m,主要分布于场地沟谷区及缓坡低洼地带微地貌单元,地下水赋存于土体骨架的孔隙之中,为第四系松散岩类孔隙潜水,富水性弱,属弱透水层。根据渗水试验,渗透系数均值为1.459×10-5cm/s,地下水化学类型为HCO3-Ca型,溶解性总固体173.34～336.17 mg/L,pH值7.4～7.9。

(2) 第一含水层。主要分布于山体斜坡区微地貌单元,岩性为元古界武当山群杨坪组强风化绢云母石英片岩,厚度6.6～14.8 m,地下水赋存于基岩裂隙中,为风化基岩裂隙水承压含水层,富水性贫乏；根据降水头注水实验,该层渗透系数均值为3.89×10-4cm/s,地下水化学类型为HCO3-Ca或HCO3-Na型,溶解性总固体214.62～483.17 mg/L,pH值7.5～7.7。

(3) 隔水层。评价区内广泛分布,主要岩性为元古界武当山群杨坪组中风化绢云母石英片岩,该层岩体整体完整,裂隙不发育,揭露厚度4.8～14.0 m,含水极其贫乏。

第一含水层与地表水体和弱透水层均有水力联系,弱透水层的补给来源主要为大气降水补给,第一含水层的补给来源主要为弱透水层垂直入渗补给和侧向径流补给,部分地段出露于地表,可以接受降水入渗补给,地下水的流向由东北向西南径流,含水层的排泄方式主要为向下径流排泄到下游水位较低的马栏河。

评价区属于水资源短缺区且地下水埋藏较深,评价区无人居住,周边未开采利用浅层地下水,下游工业园内企业生产及生活用水来自市政供水,评价区范围内及周边整体利用地下水程度较低。

2 地下水环境影响预测评价

本项目地下水影响评价等级为一级[2],含水层为层状分布,水文地质条件较简单,为一完整水文地质单元,总面积3.96 km2。本次的主要保护目标为评价区内地下水及周边居民饮用水井,只对含水层进行非正常工况下的预测,采用GMS软件中的MODFLOW模块和MT3DMS模块分别求解评价区的地下水流运动数学模型和污染物运移数学模型,选取工业废物处置中心填埋场氨氮为模拟因子,按20年(7 300 d)分100 d、1 000 d、7 300 d三个时间节点分别进行预测。

非正常状况下,填埋场底部渗水量以20 L/m2·d计,以填埋场底部1 000 m2的面积发生泄漏进行预测,单日最大泄露量取20 000 L/d，氨氮泄露的渗滤液浓度取500 mg/L。

2.1 预测模型概化

2.1.1概念模型的建立

(1) 含水层概化：评价区含水层主要为绢云母石英片岩强风化带,上覆第四系人工填土和碎石土构成弱透水层,下伏中风化绢云母石英片岩概化为隔水层。因此,将评价区含水层概化成一个含水层、一个弱透水层、一个隔水层。

(2) 边界条件：评价区东侧、北侧、西侧以地表分水岭为隔水边界,南侧马栏河概化为已知水头边界。

(3) 地下水流场概化：评价区位于丘陵、低山地带,目的含水层中的地下水总体上由北向南径流,为非稳定流,径流量小且流速缓慢。

(4) 地下水源汇项：评价区主要接受大气降水入渗补给,通过蒸发或向下游池塘、马栏河排泄。入渗系数采用1∶20万普查报告中计算结果0.1,降雨量采用多年平均降雨量914 mm。

(5) 单元格划分：采用矩形网格剖分评价区,将污染源泄漏点的网格进行适当加密,最小网格为2 m×2 m,最大网格达50 m×50 m,最终平面网格剖面结果见图1。

2.1.2数学模型的建立

(1) 地下水渗流数学模型。根据评价区水文地质概念模型,建立下列与之相适应的数学模型[3]：

图1 评价区平面网格剖分图Fig.1 Plane mesh generation of evaluation area1.模拟区；2.场区；3.钻孔。

(2) 地下水溶质运移数学模型。根据研究区地下水系统特征,本文对地下水溶质运移情况进行了分析,建立下列与之对应的地下水溶质运移方程：

c(x,y,z,t)|t=0=c0(x,y,z,t0) (x,y,z∈Ω,t≥0)

式中：右端前三项为弥散项,后三项为对流项；Dxx、Dyy、Dzz为x,y,z三个主方向的弥散系数；ux、uy、uz为x,y,z方向的实际水流速度；c为溶质浓度；c0为初始浓度。

将地下水渗流数学模型和溶质运移数学模型耦合求解,即可得到污染物质的迁移情况。

2.1.3水文地质参数的选取

(1) 渗透系数。评价区含水层近似层状分布,按各向同性概化各含水层,根据现场试验结果,弱透水层、第一含水层、隔水层的渗透系数分别取1.459×10-5cm/s、3.89×10-4cm/s、5.0×10-9cm/s。

(2) 释水系数、给水度、有效孔隙度、总孔隙度。在查阅大量区域地质资料、文献后,结合周边历史水文地质调查数据,得到各层的释水系数、给水度、有效孔隙度和总孔隙度,详见表1。

表1 场地各含水层给水度和有效孔隙度选取一览表Table 1 Selection of specific yield and effective porosityof each aquifer in the site

(3) 纵向弥散系数。根据薛禹群等主编的《地下水动力学》中的近似计算公式,纵向弥散系数≈20×污染组分在地下水中的分子扩散系数。其中,分子扩散系数采用经验值。

(4) 横向弥散系数。一般来讲,纵向弥散系数与横向弥散系数的比值在5～24之间[4],本次取5进行计算。

2.2 模型的识别校正与验证

在给定条件下,对概化后的模型进行计算,得出评价区地下水位时空分布规律,拟合同期地下水流场以及长期观测孔数据曲线,对水文地质参数进行识别,使建立的模型更符合评价区实际条件。

(1) 水位识别。根据实测民井水位与模拟流场对比分析,判断模型结果在时段内对评价区流场模拟的客观性(见图2)。

图2 目的含水层水位识别等值线图Fig.2 Contour map of target aquifer water level identification1.评价区范围；2.场区范围；3.实测水位；4.拟合水位。

(2) 参数识别。通过模型识别校正后,得到各区的参数，见表2。参数分区和参数初值的选取较客观地反映了模拟区的实际水文地质条件,模型识别效果较为理想。可用于预测和评价区内污染源对本区地下水环境的影响。

本文选取我院于2015年3月至2017年1月收治的118例胃癌术后化疗患者作为研究对象,采取随机分组法平均分为观察组(59例)和对照组(59例),两组患者均无严重心血管疾病,无交流障碍和意识障碍,且所有患者均确诊为胃癌患者,术后均进行化疗治疗,所有患者及家属均签署知情同意书[2]。59例观察组患者中,男性患者29例,女性患者30例,患者年龄42-70岁,平均年龄为(58.31±10.48)岁;59例对照组患者中,男性患者30例,女性患者29例,患者年龄43-72岁,平均年龄为(58.19±10.64)岁。两组患者性别、年龄、病情等无差异(P>0.05),具有研究价值。

2.3 环境影响预测

本次地下水环境保护对象为评价区范围内地下水、周围居民点饮用水井,保护级别达到《地下水质量标准》(GB/T 14848—2017)Ⅲ类标准。

表2 模型各层水文地质参数Table 2 Hydrogeological parameters of each layer of the model

(1) 污染物进入地下水时间预测。由于包气带厚度较薄,计算中不考虑包气带的截留和自净作用。厂区内表层地层为含碎石粘土,包气带厚度>1 m,平均渗透系数0.017 m/d,通过包气带进入地下水。通过计算,得出污水要进入地下水至少需要59 d。

(2) 污染物外界浓度确定。模拟污染物在7 300 d后外边界氨氮浓度设定为《地下水质量标准》Ⅲ类标准值,氨氮污染晕外围的浓度为0.5 mg/L。

(3) 环境影响预测结果。本次采用GMS的MT3DMS模块对区内污染物运移进行模拟,污染物扩散时间取20年(7 300 d)。在模拟污染物扩散时不考虑吸附作用、化学反应等因素,重点考虑对流弥散作用。本次情景评价选取氨氮作为预测因子。

将初始条件、边界条件及相关参数代入模型,联合运行水流和水质模型,得到填埋场氨氮运移的预测结果(见图3-图5),各图分别给出了非正常状况下污染物泄漏100 d、1 000 d、7 300 d后在水平方向上的运移范围。模拟污染物在7 300 d后外边界污染物浓度设定为《地下水质量标准》Ⅲ类标准限值及《地表水环境质量标准》Ⅲ类标准限值,氨氮污染晕边界值为0.5 mg/L,污染物迁移特征见表3。

图3 填埋场泄露100 d氨氮污染物浓度分布图Fig.3 Concentration distribution of ammonia nitrogen pollutantsin 100 days of landfill leakage

图4 填埋场泄露1 000 d氨氮污染物浓度分布图Fig.4 Concentration distribution of ammonia nitrogen pollutantsin 1000 days after landfill leakage

图5 填埋场泄露7 300 d氨氮污染物浓度分布图Fig.5 Concentration distribution of ammonia nitrogen pollutantsin 7 300 days after landfill leakage

表3 污染物迁移特征表Table 3 Characteristics of pollutant migration

由图3-图5及表3可以得出：

(1) 污染物迁移方向主要为由北向南方向,主要受地下水水流方向影响,污染物迁移距离较小,对厂区下游地下水造成影响较小。

(2) 氨氮在水平方向上主要向地下水下游扩散。由表3可知,非正常状态下,填埋场泄漏20年后氨氮的污染晕沿地下水流方向上的最远运移距离为412 m。氨氮污染晕最外围的边界浓度为《地下水质量标准》(GB/T 14848—2017) Ⅲ类标准值。

(3) 污染物浓度随时间变化过程显示,非正常状态下,污染物运移速度整体很慢,污染物运移范围不大,对地下水影响有限。

因此,预测评价区内各泄漏点的污染物扩散仅限于项目厂区及周边较小范围内,污染晕扩散在20年后外边界浓度均在标准限值以内,对保护目标处地下水影响较小。

3 地下水环境影响评价

3.1 施工期

(1) 正常状况：厂区基建期在正常状况下,污染地下水的可能性小。

(2) 非正常状况：基建期设备损坏,污染组分泄露,污染源为点状污染,排放方式为瞬时排放。由于施工期不会超过100 d,类比分析污染物进入地下水后100 d运移距离,其在含水层中迁移距离为16 m,在基建期结束后地下水可通过自净能力,消除污染。

3.2 生产运营期

(1) 正常状况：厂区内各种设备(罐、泵、塔)均架空安置,地埋设施防渗良好,不会出现泄漏和淋滤液,即使出现泄漏和淋滤液,也可及时处理,污染地下水的可能性小。

(2) 非正常状况：生产区和储罐区出现罐体、管道破裂,填埋场出现渗滤液泄露,污染物流至地表,通过包气带渗入地下水中。污染组分为COD、石油类、氨氮、总铅,为点状污染源,排放规律为瞬时排放。

根据本次预测,填埋场中的氨氮污染物在泄漏20年后,其第一含水层中的迁移距离为259 m,污染范围小,其他污染物的迁移距离和污染范围均小于氨氮污染物。类比预测,其他污染物在第一含水层中的迁移距离<259 m,污染物对下游地下水环境影响较小。

3.3 服务期满

本项目在服务期满后会封场,生产停止,人员会撤离,不再产生生活污水和工业废水,不会对地下水环境产生影响。

4 结论与建议

本次采用GMS软件对场区含水层地下水进行数值模拟,模拟结果精准、合理,符合实际情况,能直观地说明保护目标受到的影响程度,有利于及时采取合理可行的环境保护措施。本次预测也可应用到多层、各向异性等复杂的渗流与弥散模型,适用于不同的评价级别,适用性强。

针对场区地下水环境现状,建议从控制污染源和进行分区防渗两方面采取防治措施,即各类废物循环利用,减少污染物的排放量,对填埋场、污水处理池等进行重点防治,并加强地下水的监测和管理。