蘇南沿江地塊2，4-DCP遷移擴散的時空變化特征

尹 勇，薛 琦，張 華，蘇 星，吳佳楠，張文藝

（1. 常州大學 環境與安全工程學院，江蘇 常州 213164；2. 江蘇龍環環境科技有限公司，江蘇 常州 213031）

我國長江中下游沿江地區化工企業眾多，這些企業在非正常工況下（如火災爆炸、罐體泄漏、管線滲漏等）極易發生污染物泄漏，對周圍環境造成破壞，這些污染物一旦擴散進入長江，則會對長江水體造成污染。2014年《全國土壤污染狀況調查公報》顯示：長江三角洲部分區域土壤污染問題較為突出［1］。近年來，隨著化工園區污染預防、控制和管理措施的逐步完善，發生環境污染事故的風險大幅降低，但不可否認沿江化工園區內的污水處理站、危廢庫、儲罐區等仍然是潛在污染源，存在污染物泄漏風險，必須予以高度重視。

地下水數值模擬是應用模擬軟件建立數學模型來預測地下水及其中溶質的運移特征和未來發展趨勢的一種方法，是當前預測、掌控沿江地區地下水污染問題的主要手段之一［2-3］。目前常用的地下水數值模擬軟件有GMS、Visual MODFLOW、FEFLOW和TOUGH2等。其中，GMS軟件具有良好的使用界面、強大的前處理和后處理功能以及優良的三維可視效果，應用最為廣泛［4-6］。鄭玉虎等［7］用GMS軟件模擬了地下水中COD和氨氮的遷移特征，并在模擬過程中考慮了土壤吸附作用對溶質運移的影響，結果表明，研究區域土壤對COD和氨氮的吸附效果顯著。高志鵬等［8］將HYDRUS-2D軟件和GMS軟件聯用，模擬了氮素在河流-非飽和帶-飽和含水層中的遷移特征，結果表明，氮素在地下水中的濃度逐漸升高，最終保持穩定。KHAYYUN等［9］利用GMS軟件建立了MODFLOW和MT3DMS模型，研究了3種情景下工業廢水對伊拉克底格里斯河左右兩側地下水水質的影響，結果表明底格里斯河左側地下水水質受工業廢水影響較大。RAHNAMA等［10］等調查了伊朗平原地區地下水的砷污染狀況，并運用GMS軟件模擬預測砷濃度的變化，發現黏土層厚度與砷濃度之間存在地理相關性。

本工作以蘇南沿江某農藥生產企業所在區域為研究對象，以該企業突發高濃度2，4-二氯苯酚（2，4-DCP）污水泄漏事故為情景，采用概念模型法，運用GMS軟件建立地下水流場模型，以實測水位數據擬合模擬水位，通過模型識別驗證獲得研究區塊的地下水流場模型，在此基礎上建立三維地下水溶質運移模型，推演并分析地下水中2，4-DCP的遷移擴散和時空分布特征，判斷其對周邊環境及長江水體的影響，為沿江化工地塊土壤及地下水污染管控提供技術支持。

1 研究區概況

某農藥生產企業位于蘇南沿江某工業園區（約10 km2），地貌單元屬長江三角洲沖積平原。地面坡度小于0.5%，地形平坦，西北稍高，東南略低，平均地形高程約4.50 m，最高 5.80 m，部分地區僅2～3 m。地質構造屬于揚子古陸東端的下揚子白褶帶。第四系地層厚度160～200 m。

蘇南沿江屬北亞熱帶濕潤性季風氣候區，四季分明、雨量充沛、日照充足、無霜期較長，年平均氣溫約16.3 ℃，歷年平均降雨量1 096 mm、最大降雨量1 888 mm、最小降雨量592 mm。

根據地質資料、現場調查和鉆孔數據，確定該區域的地層范圍屬第四系全新統及上更新統長江下游三角洲沖積層，巖性主要為填土、淤泥質粉質黏土、粉質黏土、粉土和粉砂。水質檢測結果顯示該區域地下水化學類型主要為HCO3-Ca·Na型水，礦化度0.5～1.2 g/L，pH約6.2～11.4。地下水類型按潛藏條件分為孔隙潛水和承壓水。其中，潛水主要埋藏于填土、淤泥質粉質黏土和粉質黏土中，其水位埋深一般為0.3～2.0 m；承壓水主要埋藏于粉土和粉砂中，其埋深約10 m。蘇南長江段5～10月為豐水期，11月之后進入枯水期，全年水位標高0.98～6.00 m，地下水水位會受其影響產生變化。潛水層水位變化主要受降水影響，年最大值大部分出現在7月，變化幅度0.55～1.28 m，年最小值常出現在枯水期，變化幅度0.06～0.30 m；承壓水層年最高水位出現在7月，變化幅度0.61～1.64 m，年最低水位出現在1～2月，變化幅度0.03～0.40 m。

2 地下水數值模型建立

2.1 水文地質概念模型

研究區處于一個相對獨立的水文地質單元，北部以長江為定水頭邊界；東西兩側河流與研究區地下水存在水力聯系，故可概化為與河流平均狀態相關的定水頭邊界；南部為自然的隔水邊界。垂向上，研究區潛水層上部邊界為水量交換邊界，接受大氣降雨入滲補給、河流入滲補給等，模型底部以不透水泥巖為隔水邊界，具體模擬范圍及邊界條件見圖1。根據研究區水文地質條件和地層巖性特征，污染物進入地下主要污染潛水層，從環境最不利角度出發，模擬層位設為潛水層和承壓水層。

圖1 研究區范圍及邊界條件示意圖

本研究區內地下水水流運動遵循質量守恒原理，符合達西定律和滲流連續性方程。在空間維數上，以水平流為主，最終流入長江；垂向上，含水層之間存在水力流動，符合空間三維流特征。研究區水流系統的補徑排特征、水位和流速隨時間的變化產生差異，符合非穩定流特征。

2.2 研究區地下水數學模型

依據區域水文地質概念模型，本研究區的地下水流可概化為非均質、各向異性、空間三維結構、非穩定的地下水流系統，其對應的數學模型見式（1）。

式中：t為時間，d；Ω為模型模擬區；H為含水層水位，m；Kx、Ky、Kz分別為x、y、z方向上的滲透系數，m/d；μs為貯水率，m-1；W為含水層的源匯項，m3/d；H0為初始水位，m；Γ1為滲流區域的一類邊界；Γ2為滲流區域的二類邊界；n→為邊界Γ2的外法線方向；K為三維空間上的滲透系數張量，m/d；q為二類邊界上已知流量函數，流入為正、流出為負、隔水邊界為0。

2.3 初始條件

將模擬區域內13個地下水監測孔的水位（監測初始時間為2021年1月）作為模擬預測的初始水位和模型識別驗證的標準。

2.4 源匯項

區域地下水補給來源主要為垂向補給，來自大氣降水入滲。研究區年均降雨量為1 096 mm，主要巖性為粉質黏土，因此，降水入滲補給系數取值0.18［11］。

區域地下水的主要排泄方式為蒸發，地下水蒸發量與其埋深有關。研究區年水面蒸發量為1 515.9 mm，地下水蒸發量比水面蒸發量小得多，研究區地下水位埋深約為2 m，主要巖性為粉質黏土，因此，蒸發系數取值0.06［11］。

2.5 水文地質參數選取

地下水模擬參數的取值見表1。參照《環境影響評價技術導則 地下水環境》（HJ 610—2016）［12］附錄表B.1和B.2，潛水層水平滲透系數取0.1 m/d，給水度取0.02；由于蘇南沿江為黏性土質，降雨入滲補給系數取0.000 52 m/d［12］。弱透水層與承壓水層的滲透系數采用抽水試驗（采用一個抽水井帶兩個觀測井的非穩定流抽水試驗方法）來確定，最終獲得弱透水層、承壓水層的水平滲透系數均為1.529 8 m/d。垂直滲透系數與水平滲透系數的比值按經驗值取0.1。

表1 地下水模擬參數的取值

2.6 流場模型的建立與識別校正

在GMS軟件中將模型在XY方向上以80×80進行剖分，垂直方向上分為3層，每個單元格長寬均為50 m，共計12 800個單元格，有效活動單元格為5 728個。將表1的參數輸入GMS軟件，建立研究區的地下水流場模型。

模型的識別和驗證在地下水數值模擬過程中十分重要，是對所建立模型的一個校核過程，目的在于確保對該研究區的地下水數值模擬是正確的，所建立的模型是精確可靠的。主要原理是通過不斷修正降雨入滲補給系數、滲透系數等水文地質參數，重復計算，直到模擬結果與水位觀測點的實測值之間的誤差在可接受范圍內。GMS軟件提供了一套輔助校核工具，可以幫助用戶驗證實測水位與模擬水位的吻合性。

在建立地下水流場模型后，根據所監測的水位資料對模型進行識別校正，最終得到校正后的地下水流場（見圖2）。由圖2可見：水流整體往東北方向流動，匯入長江，沿水流方向水位逐漸遞減，但減幅不大。由于研究區的中部小塊區域缺少部分實測點的水位數據，導致模擬值與實測值具有一定差別，但總體上看，校準后的地下水流模型能夠較好地反映該區域地下水流場的特征。校核后的水文地質參數見表2。

表2 校核后的水文地質參數

圖2 校正后的地下水流場

選擇研究區域內13個監測井的實測水位與模擬水位進行擬合，設置實測值與計算值的極差為0.5 m，置信區間為95%，結果見圖3。由圖3可見：算點都均勻分布在45°線兩側，R2為0.973 6，表明擬合程度較高，誤差較小。

圖3 水位實測值與計算值的擬合曲線

圖4為水位擬合誤差情況圖，根據誤差棒顏色的不同，可以判斷誤差的大?。壕G色表示實測值與計算值的誤差在置信區間范圍內；橙色表示誤差超出置信區間，但不超過置信區間的200%；紅色表示誤差超出置信區間200%。由圖4可見，只有一個點的誤差棒指示為橙色，其余均為綠色，沒有出現紅色。模擬結果中水位絕對誤差小于0.5 m的觀測點占已知水位觀測點的92%，遠高于《地下水資源管理模型工作要求》（GB/T 14497—1993）［13］的規定：預測水位值絕對誤差在0.5 m內的觀測點須占所有已知水位觀測點的70%以上。這表明所建立的模型精度符合要求。

圖4 水位擬合誤差情況圖

綜上，從地下水流場和觀測孔水位對比兩方面看，水位觀測孔擬合結果良好，地下水流場宏觀擬合效果良好，模型識別的水文地質參數與水文地質條件基本符合，能夠反映地下水流動特征，具有較高的精度。因此，可基于該地下水流模型模擬2，4-DCP的遷移轉化特征。

3 2，4-DCP的遷移轉化

3.1 2，4-DCP運移模型的控制方程

模擬2，4-DCP的遷移時只考慮對流、彌散和吸附作用，描述三維地下水流系統中某種污染物遷移運動的控制方程見式（2）。

式中：R為滯后因子；θ為地下介質的孔隙度；ρ為溶質的質量濃度，mg/m3；xi，xj分別為沿X軸和Y軸的距離，m；Dij為水動力彌散系數張量，m2/d；vi為滲流或線性孔隙水流速度，m/d，與單位流量或達西流量qi有關，vi=qi/θ；qs為單位體積含水層源（正值）和匯（負值）的體積流量，1/d；ρs為源匯流中溶質的質量濃度，mg/m3；λs為吸附相的反應速率常數，1/d；λ為溶解相的反應速率常數，1/d；ρb為多孔介質密度，mg/m3。

3.2 污染情景及參數設置

本次模擬情景設置為該農藥廠地塊內污水收集管破損，導致工業廢水通過土壤包氣帶進入地下水造成污染。假設裂口面積約為0.01 m2，污水滲漏量約為0.7 m3/d，污染類型為連續入滲。經調查取樣分析，該工業廢水中污染物以苯系物為主，其中2，4-DCP質量濃度較高，為107 mg/L。因此，選擇2，4-DCP作為典型污染因子進行污染物遷移規律研究。

模擬期為7 300 d（20 a），模擬輸出時間段為100 d，1 000 d，1 825 d（5 a），3 650 d（10 a），5 475 d（15 a），7 300 d（20 a）。本次模擬不考慮化學反應、生物降解以及外部源匯項（溶質通過源進入或者通過匯離開研究區域），即忽略擴散過程中2，4-DCP的生物降解和化學分解等因素。

模擬過程中相關參數的設置見表3。其中：2，4-DCP的干預值參照荷蘭干預值標準［14］；吸附常數經實驗室等溫吸附實驗測得；縱向彌散度通過實驗室土柱實驗和現場試驗獲得，橫向彌散度通常比縱向彌散度低一個數量級，垂向彌散度比橫向彌散度低一個數量級［15-16］，橫縱彌散度比值取0.2，垂縱彌散度比值取0.05；孔隙度采用沿江地區的經驗值［17］。

表3 模擬過程中相關參數的設置

3.3 2，4-DCP遷移擴散過程中的時空變化特征

初始化三維地下水溶質運移模型，將相關參數導入已建立的地下水流場模型，運行后得到2，4-DCP在不同模擬時間條件下的時空變化特征，結果見圖5和表4。如圖5可見：2，4-DCP沿地下水水流朝東北方向呈橢圓形擴散，污染面積逐漸擴大（圖5a）；當模擬時間為5 475 d（15 a）時，2，4-DCP在水平方向上已經擴散至長江江岸（圖5e）；當模擬時間為7 300 d（20 a）時，2，4-DCP在水平方向上已經擴散進入長江（圖5f）。

表4 模擬過程中2，4-DCP的遷移情況

圖5 不同模擬時間條件下2，4-DCP在第一層含水層中的時空分布特征（埋深0.2～1.5 m）

由表4可見：在0～100 d內，2，4-DCP的水平遷移距離為121.15 m，擴散速率最快，平均擴散速率為1.211 5 m/d；100～1 000 d時，2，4-DCP的擴散速率有所降低，水平遷移距離為64.40 m，平均擴散速率為0.071 6 m/d；1 000～1 825 d時，水平遷移距離為53.19 m，平均擴散速率為0.064 5 m/d；1 825～3 650 d時，水平遷移距離為94.41 m，平均擴散速率為0.051 7 m/d；3 650～5 475 d時，水平遷移距離為76.17 m，平均擴散速率為0.049 3 m/d；5 475～7 300 d時，2，4-DCP的擴散速率最低，水平遷移距離為57.35 m，平均擴散速率降低至0.037 1 m/d。綜上，隨著模擬時間的延長，2，4-DCP的遷移擴散速率在不斷降低。如果不采取任何污染控制措施，到7 300 d（20 a）后，2，4-DCP在水平方向上的最大遷移距離為466.67 m；污染面積將達到110 982 m2，而且，隨著時間的推移，污染面積還會持續增大。由表4還可看出：在污染前期（0～3 650 d），隨著模擬時間的延長，污染羽中心2，4-DCP的質量濃度逐漸增大；當模擬時間為7 300 d時，污染羽中心的2，4-DCP質量濃度達到最大，為41.453 mg/L，超過荷蘭干預值標準（0.03 mg/L）1 375倍。而且，隨著時間的推移，污染羽中心2，4-DCP的濃度還會持續增大。

圖6為模擬時間7 300 d時垂直方向上地下水中2，4-DCP的分布情況。由圖6可見：在垂直方向上，2，4-DCP由潛水層先后穿透弱透水層和承壓水層，擴散至模型底部，最大污染深度可達40 m；隨著地下水深度增加，污染物擴散速度明顯減慢，由初始的-5 m處的41.453 mg/L擴散至-25 m處的4.607 mg/L大約經歷7 300 d（約20 a），表明2，4-DCP的垂直擴散速率相對較低，這與江水豐水期的頂托作用有關。

圖6 模擬時間為7 300 d（20 a）時垂直方向上地下水中2，4-DCP的分布

以上分析表明：土壤吸附對2，4-DCP的滯留作用有限，2，4-DCP很容易穿過粉質黏土層，對地下水造成污染；2，4-DCP的凈化主要依靠含水層的稀釋作用，這意味著該區域地下水一旦受到污染，只依靠地下水的循環是難以實現自凈的。由此可見，該廠工業廢水的泄漏對周邊地區的土壤地下水環境安全以及長江生態存在一定威脅，應及時采取有效措施防止2，4-DCP的擴散。

4 結論

由于沿江地塊場地土壤及水文地質條件的復雜性和不確定性，很難建立起科學、準確反映污染物彌散、吸附和降解等環境行為的數學模型?；诖?，本工作采用一種間接模擬方式，即先利用GMS軟件構建能反映研究區域的地下水流場模型，然后利用地下水觀測井實測數據檢驗、校對地下水流場模型，從而建立起能準確反映本研究區域地下水流場的模型。在此基礎上，利用建立的流場模型構建溶質運移模型，揭示污染物擴散規律，即推演地下水中2，4-DCP在遷移擴散過程中的時空分布特征，判斷其是否會對周邊環境及江水造成污染影響。

a）模擬結果表明：2，4-DCP將會隨著地下水流往長江方向遷移，100 d后，2，4-DCP的水平遷移距離為121.15 m，1 000 d后為185.55 m，5 a后為238.74 m，10 a后為333.15 m，15 a后為409.32 m（屆時2，4-DCP將擴散至長江江岸），20 a后為466.67 m；20 a后污染羽中心2，4-DCP的質量濃度將達到41.453 mg/L，最大污染深度為40 m，污染面積為110 982 m2，2，4-DCP將擴散至長江水體?？梢?，該廠工業廢水的泄漏對周邊地區的土壤地下水環境安全以及長江生態存在一定威脅，應及時采取有效措施防止2，4-DCP的擴散。

b）本文所建立的沿江地區污染物擴散與預測方法，對于沿江化工地塊土壤及地下水污染管控有一定的參考價值。