0 前言

地下水污染问题是环境污染中较严重的问题。地下水的污染在含水层中的扩散是一个复杂且不能直接观察的过程（王全荣，2014），如果要具体研究污染物的排放对含水层的影响就必须建立模型来模拟，从而进行直观的研究。地表地层的结构较复杂，地下水在地层内的流动比较缓慢，因此，地下水被污染的过程也是缓慢的，其最大的特点就是难以发现、难以治理（于少将，2019）。研究地下水污染运移规律，就是为了了解污染物在进入地下后的走向，利用数学模型方法，进行预测污染范围以及浓度分布，制定科学的方式来防治地下水污染（卢丹美等，2020；唐宏智等，2020）。本文选定一研究区，利用地下水数值模拟软件 GMS（王蕾等，2020； 张毅，2020；王铭，2021），选择铁作为预测因子，对其污染物运移过程进行模拟，为该区的地下水保护措施提供依据。

1 研究区概况

1.1 自然地理

研究区为某矿业公司铁选厂及尾矿库扩能改造项目。该区位于冀北燕山山脉北段，地貌以低山为主。地势北高南低，其中滦河流域一带地势较低，属“U”型河谷，滦河流向近东西。河谷两侧山体呈不对称分布，大部分基岩裸露，山坡坡度为 20°～60°，植被覆盖率较低。

1.2 地层岩性、构造

地层出露简单，由老至新分别为太古宇单塔子群白庙组（Arb）片麻岩和新生界第四系全新统冲洪积层（Q₄^al+pl）砂砾石层。研究区内无断层。

1.3 包气带

包气带岩性主要为强风化片麻岩和第四系砂砾石层。强风化片麻岩厚度为 2～10 m，渗透系数 K=3×10^-5 cm/s；第四系砂砾石层厚度为2～6 m，渗透系数K=1.5×10^-3 cm/s。

1.4 含水层与隔水层

（1）含水层有第四系松散岩类孔隙水和变质岩类基岩裂隙水两类。第四系松散岩类孔隙水岩性主要为砂砾石层，厚度为3～10 m，水位埋深2.20～5.21 m，富水性因地而异，渗透系数 K=0. 032 cm/s，属于水量中等区，主要接受大气降雨补给；变质岩类基岩裂隙水岩性为片麻岩，风化带厚度 5～8 m。因岩性坚硬裂隙不发育，仅在风化发育地带、构造有利及岩石破碎地带形成裂隙潜水，渗透系数K=6× 10^-6 cm/s，属于水量贫乏区，主要接受大气降水补给。

（2）研究区内没有断裂构造等导水通道，含水层底板为微风化基岩，可视为相对隔水层，岩性主要为片麻岩。

1.5 地下水补、径、排条件

地下水以大气降水为主要补给源，上游汇水面积属地下水的补给区，降雨通过基岩裸露山区的风化裂隙带和松散堆积物孔隙渗入地下，形成地下径流并以潜流的形式向下游排泄。地下水排泄方式主要为向下游排泄和人工开采。

2 地下水污染的影响模拟预测与评价

2.1 含水层概化

根据研究区内两含水层之间不存在稳定发育的隔水层，水力联系密切。因此将这两大类含水组在模型中概化为单一含水层。

2.2 边界条件概化

（1）侧向边界：北、东、西侧以山脊分水岭概化为零流量边界，南侧以滦河概化为定流量边界。

（2）垂向边界：模型上边界取浅层水自由水面，整个系统通过这个边界接受大气降水的入渗补给，下边界取基岩风化裂隙带下部的微风化基岩及新鲜岩石为相对隔水层，埋深一般大于 10 m，在模拟中概化为隔水底板。

2.3 水力特征概化

从空间上看，模拟区地下水流整体上以水平运动为主、垂向运动为辅（狄振华，2011；薛强，2004），地下水系统符合质量守恒定律和能量守恒定律；在常温常压下地下水运动符合达西定律；模拟区地下水流在剖面上基本水平流动，可忽略渗流速度的垂直分量，只考虑水平方向的分速度，因此模拟区地下水流属一维流；地下水系统的输入输出不随时间、空间变化，故地下水为稳定流。

2.4 情景设定

预测情景设定主要考虑在正常状况下，管理到位，正常监测，各池体和地面防渗措施达到规范要求的验收标准时的允许渗水量。非正常状况下，建设项目的地下水环境保护措施因系统老化、腐蚀等原因不能正常运行或保护效果达不到设计要求时的运行状况。具体情况如下：

（1）正常工况：项目主要废水污染物构筑物以及地面均采取防渗处理满足相关规范的防渗要求，污染源得到有效控制，污染物不会外排，微量的滴漏可能出现，但通过及时发现及时维修，即使有少量的污染物泄漏，也很难通过防渗层渗入包气带。根据《环境影响评价技术导则地下水环境》（HJ610-2016）要求，可不进行正常状况情景下的预测。

（2）非正常工况：根据本项目特征综合分析，非正常状况下对于地下水产生影响较大的装置为原矿堆场及尾矿浆泄漏。非正常状况情景设定为原矿堆场底部防渗层发生破裂，矿石经雨水淋滤后，浸出液中的污染物直接穿透包气带进入地下水运移的情景，以及尾矿库尾矿浆泄漏。

2.5 特征因子

对研究区内企业矿石进行浸出试验，对尾矿回水进行监测试验，根据结果，按标准指数法排序，选取出标准指数最大的污染因子“铁”作为本次地下水溶质运移评价的特征因子。浸出液中铁的浓度为8.24 mg/L；尾矿回水中铁的最大浓度为0.19 mg/L。

2.6 预测源强

（1）为了本次预测结果最大化，假定矿石堆场底部防渗层全部破裂，矿石经降雨淋滤产生的浸出液全部注入含水层，假设工作人员从发现防渗层破裂到完成防渗层修复共需 30 d，污染源随之消失恢复正常，在该类情景下，污染物排放为非连续排放，在时间尺度上设定为瞬时源，则非正常状况下渗漏源强计算见表1：

（2）在非正常状况下尾矿库尾矿浆直接泄漏，在该类情景下，污染物排放为连续排放，在时间尺度上设定为长期源，则该情景下，源强为尾矿回水水质监测中铁的最高浓度，即0.19 mg/L。

2.7 模型验证

本次研究利用地下水数值模拟软件 GMS（台宁宁等，2019），先对地下水评价范围进行网格剖分、参数分区分别赋值，然后进行地下水流场建模，通过与实测的等水位线对比，模拟流场图与实测流场图基本拟合，可利用模拟流场进行下一步溶质运移模拟（栗振廷，2016）。

2.8 地下水污染的预测

溶质运移利用GMS软件中的MT3DMS模块（胡军学等，2020）。溶质运移模拟过程中，根据边界处流量及地下水溶质浓度的大小，确定溶质通量（孙讷正，1982）。

本次地下水污染模拟过程未考虑污染物在含水层中的吸附、挥发、生物化学反应，模型中各项参数予以保守性考虑（刘金祥和秦祥兴，1991）。从保守性角度考虑，假设污染质在运移中不与含水层介质发生反应，可以被认为是保守型污染质，只按保守型污染质来计算，即只考虑运移过程中的对流、弥散作用（张必胜等，2020）。在国际上有很多用保守型污染物作为模拟因子的环境质量评价的成功实例，保守型考虑符合工程设计的思想（司明睿等， 2023）。预测结果如下，非正常状况下，污染物铁进入地下水时，铁的污染晕运移预测结果见图1~3。本项目特征因子铁的不同时段的峰值浓度预测结果见表2。

2.9 预测结果分析

由预测结果可知，原矿堆场矿石淋滤水经过 100 d 的运移，铁中心浓度为 1. 05 mg/L，超过《地下水质量标准》（GB/T14848-2017）Ⅲ类标准限值 0.3 mg/L，超标范围主要集中在厂区范围内，没有对下游敏感点造成影响（肖利兴，2020），染物运移1000 d时铁中心浓度为0.21 mg/L，已低于限值。随着时间的推移，污染物在地下水的对流、弥散作用下，污染晕中心浓度逐渐降低，污染晕范围逐渐扩大（蒋辉和郭训武，2007；吴鹏飞等，2017；郭钰颖等，2022），但均低于限值。但泄漏的原矿堆场矿石淋滤水在初期造成厂区内部地下水质量出现了超标情况，故应严格实施原矿堆场的防腐、防渗措施，随时发现泄漏，及时修复；尾矿浆持续泄漏时污染物最大浓度为 0.19 mg/L，污染物进入含水层后随水流迁移，但泄漏污水中污染物对地下水水质的影响范围有限（李巍，2019），均低于限值。

3 结论

（1）从数值模拟结果可以看出，建立的水文地质数学模型是正确的，选取的水文地质参数基本合理，符合模拟地区地下水的实际情况，可用于地下水污染的影响预测。

（2）在非正常状况下原矿堆场底部防渗层发生破裂，矿石经雨水淋滤后，浸出液中的污染物直接穿透包气带进入地下水运移的情景。经模拟预测，泄漏的污染物铁经过运移后，出现短暂超标现象，超标范围未出厂区范围，没有对下游敏感点造成影响。随着时间的推移，污染物在地下水的对流、弥散作用下，污染晕中心浓度逐渐降低，污染晕范围逐渐扩大，直至低于限值，但泄漏的原矿堆场矿石淋滤水在初期造成厂区内部地下水质量出现了超标情况，故应严格实施原矿堆场的防腐、防渗措施。

（3）在非正常状况下尾矿库尾矿浆泄漏，尾矿浆持续泄漏时污染物最大浓度为 0.19mg/L，污染物进入含水层后随水流迁移，但泄漏污水中污染物对地下水水质的影响范围有限，均低于限值。

参考文献