ГЕОМИГРАЦИОННОЕ МОДЕЛИРОВАНИЕ ВЗАИМОДЕЙСТВИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД С ВОДОТОКАМИ И ВОДОЕМАМИ БЕЗ УЧЕТА ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИЙ

В данном, простейшем случае, как и при аналогичном геофильтра- ционном моделировании (см. раздел 1.1), принимается, что массовый фильтрационный расход из поверхностных вод мгновенно и при том же содержании мигранта поступает в водоносный пласт под водотоком (водоемом). При этом также не учитываются процессы массопе- реноса в зоне неполного водонасыщения под водотоком (водоемом) при свободной фильтрации.

Такая постановка моделирования взаимосвязи ППВ не накладывает практически никаких дополнительных условий на построение гео- миграционных моделей, которые подробно рассмотрены в [Лукнер, Шестаков, 1986; Мироненко, Румынии, 2002; Лехов, 2010], - кроме способа и дискретности описания граничных условий типа (6.2 - 6.4).

В качестве примера гидрогеологических задач, в которых используется такая схематизация массобмена между ППВ, можно привести два наиболее часто использующихся на практике случая.

Первый тип практических задач связан с расчетным обоснованием 2-го и 3-го поясов зоны санитарной охраны (ЗСО) береговых водозаборов подземных вод методами моделирования и прогнозам качества отбираемой ими воды, формирующейся за счет смешения ППВ.

Согласно действующим нормативам [Санитарные правила..., 2002], размеры зон 2-го и 3-го поясов ЗСО определяются, исходя из расчетных изохрон (линий равного времени движения), ограничивающих площадь возможного поступления загрязнения к водозабору за время t*. При этом, для участков береговых водозаборов, в пределах которых подземные воды имеют непосредственную гидравлическую связь с поверхностными и считаются незащищенными [Санитарные правила..., 2002], для расчетов ЗСО 2-го пояса t* = 400 сут, независимо от климатической зоны, что ограничивает поступление микробного загрязнения. При расчетах ЗСО 3-го пояса t* обычно принимается равным 25 годам (10000 сут) и ограничивает поступление химического загрязнения к водозабору.

Моделирование прогнозной области захвата водозаборного сооружения проводится при этом, используя расчетные траектории движения, полученные на основе поля напоров и функций тока по результатам решения геофильтрационной задачи [Шестаков, 1995]. Дальнейший расчет скорости продвижения мигранта использует простейшую схему поршневого вытеснения [Мироненко, Румынии, 2002], характеризующуюся единственным параметром эффективной пористости п_э, в котором, согласно (6.1), могут быть учтены и сорбционные свойства водовмещающих отложений.

Для проведения таких расчетов эффективным является использование базового пакета MODPATH [Pollock, 1994], входящего в состав программы ModFlow [Harbaugh и др., 2000] - см. раздел 7.2.

MODPATH - программа для вычисления траекторий движения условных частиц мигранта, произвольно задаваемых пользователем. Входной информацией для MODPATH являются скорости фильтрации подземных вод, полученные на основе геофильтрационного моделирования и хранящиеся в файлах результатов решения программы ModFlow, а также начальные координаты заданных пользователем условных частиц. При этом для нестационарных задач возможно использование нестационарного поля напоров и скоростей фильтрации. Далее, из начальных точек производится расчет траекторий в направлении или против фильтрационного потока на определенное (заданное) время. Для расчетов границ ЗСО используется обратный расчет траекторий (против фильтрационного потока, направленного к водозабору) - при этом конечные точки расчетных траекторий на заданное время t* ограничивают пояс ЗСО.

Пример такого расчета 2-го пояса ЗСО проектного водозабора, состоящего из двух эксплуатационных скважин (№№ 9 и 9а), на Сам- бургском водозаборном участке (см. раздел 2.3, рис. 2.3) приведен на рис. 6.1.

Рис. 6.1. Расчетные траектории движения условного нейтрального мигранта за время 400 сут, ограничивающие площадь 2-го пояса ЗСО на Самбургском водозаборном участке

Уточнение расчетов возможно за счет дополнительной оценки времени миграции через экранирующие русло или дно водоема отложения при подпертой или свободной фильтрации из него:

где то, ко - мощность и коэффициент фильтрации экранирующих отложений; А/г_г - разность напоров ППВ; h_p - глубина реки (водоема); Но - уровень отрыва (смены подпертого режима фильтрации на свободный). В этом случае расчетное время t*, ограничивающее размер поясов ЗСО, уменьшается на величину tf.

При обоснования границ ЗСО используются также аналитические методы, основанные на интегрировании скоростей фильтрации, полученных из аналитических решений уравнений фильтрации к водозаборным скважинам [Лапшин, Орадовская, 1983; Орадовская, Лапшин, 1987]. Их использование, однако, ограничивается простыми схемами гидрогеологических условий и водозаборных ссоружений:

• • одиночная скважина или линейный ряд скважин;
• • направление потока подземных вод параллельно или перпендикулярно водоему;
• • плановая однородность фильтрационных и миграционных параметров.

Расчетные конфигурации границ поясов ЗСО, полученные аналитическими методами, в большинстве случаев имеют форму правильных геометрических фигур, часто завышающих размеры ЗСО.

На месторождениях приречного типа [Боревский и др., 1989] питающие береговые водозаборы участки водотоков или водоемов всегда оказываются в пределах границы 3-го пояса ЗСО. В случае, если поверхностные воды загрязнены, проводится прогнозный расчет формирования качества добываемой на месторождении воды на основе геомиграционного моделирования согласно (6.1).

Параметрами геомиграционных моделей в этом случае, помимо эффективной пористости пород, являются коэффициенты продольной и поперечной дисперсивности а/ и а₅, а на границе (водотоке или водоеме) задается изменчивость концентрации загрязняющего вещества на расчетный срок прогноза, согласно (6.2 - 6.3).

Для таких расчетов как в России, так и за рубежом эффективно используется программа MT3DMS [Zheng, Wang, 1998], на пре- и постпроцессорном уровне связанная с программой моделирования геофильтрации ModFlow [Harbaugh и др., 2000] - см. раздел 7.2.

MT3DMS - программа трехмерного моделирования конвективнодисперсионного массопереноса с учетом линейной и нелинейной сорбции, распада и двойной пористости [Zheng, Wang, 1998]. Последние версии программы позволяют также производить расчеты многокомпонентной миграции загрязняющих веществ без химических реакций между отдельными компонентами. MT3DMS основана на вычислительных алгоритмах, минимизирующих численную дисперсию при решении задачи конвективно-дисперсионного переноса.

Второй тип задач часто связан с прогнозированием распространения загрязнения в потоке подземных вод за счет фильтрационных потерь из отстойников и шламохранилищ на площадках промышленных предприятий и оценки возможности загрязнения поверхностных водоемов и водотоков.

В этом случае промышленный водоем-накопитель рассматривается как питающая граница геомиграционной модели, на которой задаются условия поступления мигранта, согласно (6.2 - 6.3).

Важной особенностью геомиграционного моделирования распространения промышленных стоков в потоке подземных вод является учет повышенной (сульфаты, хлориды) или пониженной (нефтепродукты) плотности фильтрующихся жидкостей [Мироненко, Румынии, 2002]. Также в таких задачах нередко приходится учитывать деструкцию ряда токсичных и радиоактивных элементов в составе загрязняющих веществ, которая в исходном уравнении геомиграции (6.1) описывается дополнительным членом (-I.e), где X - параметр деструкции (распада). Кроме того, таким же образом может быть учтена инактивация (деструкция) патогенных микроорганизмов [Шестаков и др., 2009].

При моделировании распространения контаминанта-загрязнителя с потоком подземных вод естественные водотоки и водоемы являются «выходными» границами миграционного потока, и необходимость задания на них граничных условий определяется согласно (6.5).

Примером таких расчетов, выполненных с помощью программы MT3DMS [Zheng, Wang, 1998], являются результаты геомиграционного моделирования, проведенного с целью оценки возможности загрязнения реки за счет фильтрационных потерь из шламонакопителей одного из предприятий химической промышленности, расположенных в пределах заливной поймы - рис. 6.2.¹

Рис. 6.2. Гидрогеологический разрез поймы реки на участке расположения шламонакопителей (материалы ФГУ ГП «Гидроспецгеология»)

¹ Материалы предоставлены ФГУ ГП «Гидроспецгеология»

Результаты расчётов показали, что за время работы предприятия фронт распространения пилотного контаминанта (хлор-иона) не доходит до реки (рис. 6.3). Это означает, что подземные воды, непосредственно разгружающиеся в русло реки, не могут быть причиной высокого содержания хлор-иона в речных водах. Вероятной причиной загрязнения реки могут являться ее пойменные разливы в половодье (рис. 6.4), при которых происходит промывка загрязненных пойменных озер, объясняющая аномально высокое содержание хлор-иона в речных водах в этот период (рис. 6.5).

Рис. 6.3. Результаты прогнозного моделирования распространения хлор- иона в потоке подземных вод от шламонакопителей за период работы химического предприятия (по А.А. Куваеву, М.Е. Семенову, К.А. Хихол, ФГУ ГП «Гидроспецгеология»)

Рис. 6.4. Гидрография реки на участке шламохранилищ а) в межень; б) в

половодье

Рис. 6.5. Трехлетний гидрограф реки и содержание хлор-иона в речных

водах

При поступлении загрязняющего вещества (контаминанта) в водоток шириной b и глубиной h_v, в нем выделяются три характерные зоны [Шестаков, Поздняков, 2000]:

• первоначального смешения, размером , в пределах которой кон- таминант распространяется до противоположного берега водотока:

• • частичного смешения, где происходит постепенное выравнивание концентрации загрязняющего вещества по ширине реки;
• • полного смешения, находящейся на расстоянии 4, в которой концентрация контаминанта с становится практически постоянной по всему сечению водотока с расходом Р:

о

где с - поступающая в водоток концентрация загрязняющего вещества с расходом Q ; с_р - «фоновое» содержание контаминанта в водотоке.