5.1. Методика расчетов контаминации в потоках грунтовых вод.

Поскольку при расчетах контаминации в водоносных пластах грунтовых вод определяющее значение обычно имеет конвективный перенос контаминантов с фильтрационным потоком, расчеты переноса контаминантов производятся прежде всего на основе сведений о поле скоростей потока. Соответственно, для определения направления потока здесь требуется построение траекторий течения. Учитывая медленность процессов переноса, обычно допустимо для их расчетов рассматривать геофильтрационный поток как стационарный (квазистационарный), имея в виду, что при этом траектории будут совпадать с линиями тока.

Рассматривая задачи переноса контаминантов обычно можно исходить из возможности учета процессов обмена в системе <вода-порода> введением в качестве расчетной пористости n величины эффективной пористости n_е , определяемой согласно (2.10).

Для расчетов времени переноса контаминантов используется схема поршневого вытеснения, в которой предполагается, что контаминанты двигаются со скоростью конвективного переноса , определяемую кинематическим уравнением

                                                                                                       (5.1)

где  - коэффициент фильтрации  в направлении l, n -расчетная пористость (активная пористость n₀ для нейтральных мигрантов и эффективная пористость n_е для сорбируемых мигрантов), -градиент напора в расчетной точке (на фронте вытеснения) по направлению линии тока l.

Имея значения градиента напора  как функцию от координаты пути переноса l, можно интегрированием уравнения (5.1) получить зависимость , характеризующую конвективный перенос контаминантов. Для простых условий решение такой задачи получается аналитическим путем, однако в большинстве случаев для этого приходится прибегать к численному моделированию

При учете макродисперсии в трещиноватых породах происходит образование переходной зоны на границе конвективного переноса контаминантов, размер которой l_п  при использовании модели ГБС 1-го типа определяется выражением (2.37). при этом могут рассматриваться два случая: 1) размер переходной зоны l_п меньше размера зоны конвективного переноса l_к, определяемого интегрированием уравнения (5.1); 2) размеры l_п и  l_к сопоставимы между собой. В первом случае размер переходной зоны, определяемый выражением (2.37) добавляется к положению фронта поршневого вытеснения. Во втором - сравнительно редком - случае распространение контаминантов должно рассчитываться на основе решения дифференциальных уравнений конвективно-дисперсионного переноса.

В потоке грунтовых вод происходит распространение контаминантов в латеральном направление (в плане) и в вертикальном направление по глубине потока. При этом формируется сложная пространственная картина переноса, при рассмотрении которой обычно осуществляется декомпозиция решения с раздельным рассмотрением латерального переноса. рассчитываемого в рамках планового потока, и вертикального переноса, рассчитываемого в рамках профильного потока по лентам тока латерального потока.

При построение плана потока прежде всего обосновывается его геофильтрационная схема, включающая задание границ потока, проводимости и параметров питания грунтовых вод. Решение такой задачи обычно проводится путем эпигнозного моделирования, осуществляемого на основе анализа данных режимных наблюдений за уровнями и расходами потока подземных вод. Принципиальную сложность в решении такой эпигнозной задачи создает ее неоднозначность при модельном поиске геофильтрационных элементов потока. Для преодолении такой неоднозначности следует максимально использовать <субъективные> сведения, непосредственно не относящиеся к данным режимных наблюдений, например зависимость инфильтрационного питания от ландшафтных условий, связь проводимости с литологическим строением потока и электрическим сопротивлением водоносных пород.

При модельных расчетах траектории переноса с использованием сеточной модели перемещение мигрантов определяется с использованием конечно-разностных перемещений   и , соответственно по направлениям x и y. При таких расчетах обычно используется явная схема с определением скоростей конвективного переноса u_x и u_y на начало интервала времени  при линейной интерполяции сеточного поля скоростей между узловыми точками. Скорость переноса контаминантов по направлению потока определяется далее по уравнению (5.1).

Процедура построения траектории потока включена в стандартные пакеты вычислительных программ, предназначенных для моделирования геофильтрации и геомиграции (Chiang , Kinzelbach, 2001). Инструкция по применению такого пакета PMWIN имеется в электронной памяти кафедры гидрогеологии МГУ.

Значительное влияние на вертикальный перенос контаминантов может оказывать профильная фильтрационная неоднородность потока. которая обусловливатся в осадочных породах их слоистостью, а в скальных породах - изменениями трещиноватости и выветрелости пород по глубине. Для учета такой неоднородности используется два принципиально различных пути в методике расчетов переноса мигрантов в плановом фильтрационно-миграционном потоке: 1) непосредственной реализации профиля проницаемости при расчетах распределения скоростей переноса по глубине потока и 2) опосредственного учета профильной неоднородности в модели конвективно-дисперсионного переноса с заданием расчетных значений коэффициента дисперсии по данным натурных наблюдении на объектах - аналогах. Первый путь представляется, как правило, предпочтительным, поскольку позволяет дать более конкретную оценку влияния профильной неоднородности на распространение контаминантов по глубине потока; второй путь, нередко рассматриваемый как основной (Мироненко, Румынин, том 1, 1998), представляется целесообразным лишь при расчетах переноса контаминантов в потоках небольшой мощности с неупорядоченной неоднородностью.

На характер распространения контаминантов по глубине потока может оказывать значительное влияние различие плотностей контаминантов () и грунтовых вод (). При минеральном загрязнении обычно  и в этом случае возникает дополнительный вертикальный плотностной градиент напора, оцениваемый величиной относительной разницы плотностей, под действием которого контаминанты будут опускаться со скоростью

                                                                                  (5.2)

Нетрудно видеть, что даже при небольшой разнице плотностей скорость  оказывается значительно больше вертикальной скорости переноса обусловленной влиянием инфильтрации.

Достигая водоупора, тяжелые контаминанты распространяются в плане. создавая сложный поток многофазного флюида, на миграцию которого значительное влияние оказывает форма поверхности водоупора, а также растворимость контаминантов. Моделирование таких потоков относится к сложнейшим геомиграционным задачам, решение которых требует участия специалистов высшей квалификации (Румынин и др., 2005).

Специального рассмотрения заслуживает условия контаминации грунтовых вод нефтепродуктами (НП), которые создают весьма токсичное загрязнение и обладают особыми гидродинамическими свойствами, обусловливающими их способность мигрировать в водном потоке в качестве отдельной фазы. (В англоязычной литературе для определения таких жидкостей используется термин жидкости неводной фазы, non-aqueous phase liquids, NAPL). Такое определение позволяет условно отнести к нефтепродуктам и ряд синтетических веществ, используемых в химической промышленности (например, некоторые растворители смолы, органические кислоты).

 Основным источником загрязнения нефтепродуктами обычно является утечки из хранилищ НП. При небольших утечках в зоне аэрации и потоке грунтовых вод  образуются локальные  линзы НП, а при крупных источниках образуется тело НП, площадь которого может достигать сотен гектаров, а объем составлять десятки и сотни тысяч кубометров (Боревский и др.; 1997).

Обычно нефтепродукты имеют плотность, меньшую чем у воды (в англоязычной литературе это Light NAPL, LNAPL) и скапливаются на свободной поверхности грунтовых вод, образуя тело (линзу) свободных нефтепродуктов. В вертикальном сечении такого потока НП выделяются зоны  газообразных, свободных  и растворенных НП; кроме того в зоне колебании УГВ образуются - над и под  зоной свободных НП - зона защемленных НП.

Распределение по глубине свободных НП зависит от гидрофизических свойств пород над УГВ и поверхностного  натяжения на контактах  НП с водой и воздухом. Расчетный слой свободных НП  (m_н ) может быть определен, исходя из данных замеров слоя НП в скважине  (m_нс), как   , где  n_о - активная пористость породы, а - коэффициент неполноты нефтенасыщенности (, определяемый в зависимости от гидрофизических параметров породы и вносящий весьма существенные коррективы в определение количества свободных НП в породах различного литологического состава (Воронин, 1998).

Скорость переноса свободных НП зависит от фазовой проницаемости в системе "нефть-вода", существенно уменьшающей эту скорость в пределах слоя  неполной  нефтенасыщенности.

По  отношению к свободным НП более интенсивным  может быть перенос  растворенных НП в потоке грунтовых вод, происходящий со скоростью движения фильтрующей воды.  При этом значительное влияние на распространение НП оказывают процессы биодеградации, описываемые уравнением деструкции (1.12) при характерных для ряда НП (керосина, бензола, толуола) параметра деструкции  Наблюдения показывают, что влияние биодеградации оказывается столь значительным, что распространение растворенных НП обычно ограничивается размерами зоны контаминации порядка первых сотен метров (Мироненко, Румынин, том 3, книга 2, 1999).

Выход  потока НП на поверхность происходит в областях разгрузки потока грунтовых  вод  на склонах и водотоках. При наличии под потоком грунтовых вод эксплуатируемого  горизонта  межпластовых  вод  с  пониженными  напорами может  происходить перетекание НП в этот горизонт в гидрогеологических окнах,  зонах повышенных проницаемости вблизи речных долин, а также через затрубье  скважин.

5.2. Методика информационного обеспечения изучения процессов контаминации грунтовых вод.

Задачей информационного обеспечения исследований контаминационных процессов в потоках грунтовых вод является определение параметров геомиграционных (контаминационных) процессов применительно к условиям поступления и распространения контаминантов в потоках подземных вод. Решение этих задач производится с использованием опытно-миграционных работ (ОМР), включающих лабораторные и полевые эксперименты. При изучении объектов существующего загрязнения подземных вод решающее значение имеет использование материалов мониторинга контаминационных процессов.

Рассмотрим рекомендации по правилам проведения ОМР в потоках грунтовых вод при наиболее характерных условиях поступления загрязнения из поверхностных источников, имея  в виду, что пути проведения ОМР  существенно различаются для дисперсных (песчано-глинистых) и трещинных  пород.

Профиль проницаемости - к (z). Для расчетов процессов переноса большое значение  имеет  профиль проницаемости (коэффициента фильтрации), обусловливающий  распределение  скорости латеральной фильтрации  по  глубине потока.

Для  песчаных  пород  коэффициенты  фильтрации  отдельных слоев целесообразно  определять  по  данным  гранулометрического состава в образцах,  используя  эмпирические  формулы связи коэффициента фильтрации и  фракционного  состава  пород (Шестаков,1995).Применение скважинных  опробований  здесь  нецелесообразно, поскольку в их результаты обычно вносятся значительные погрешности за счет влияния сопротивления прискважинной зоны. Возможно только использование для установления профиля проницаемости запусков трасеров в наблюдательных скважинах кустовой откачки с поинтервальными замерами их появления в центральной скважине.

В трещинных породах профиль проницаемости  может быть  получен  только  по  скважинным  опробованиям - расходометрии  и  резистивиметрии - (Огильви, 1990;  Шестаков, 1995; Мироненко, Румынин, том2, 1998). Наиболее простым является  способ  резистивимерии в наблюдательной скважине, однако при его проведении необходимо быть  уверенным в отсутствии  погрешностей за счет вертикального перетекания в скважине. Поэтому в качестве основных  здесь  следует  использовать  опыты  по  динамической  расходометрии (с откачкой или наливом).

Активная  пористость - n₀. В песчаных  породах  величина  активной  пористости  меняется  в  небольших  пределах  (0,25 - 0,35)  в  зависимости от  неоднородности  и  плотности  сложения,  так, что  она  может  определяться  по  литературным  данным (Шестаков,1995).

В  трещинных породах активная пористость наиболее достоверно может  определяться  по  материалам  опытных  наливов  в  двухскважинной  системе  скважин:  кустовой  налив  индикатора  с  замерами  его  поступления  в  наблюдательную  скважину  или  дуплетный  налив  индикатора  с  замерами  его  поступления  по  глубине  откачечной  скважины.

Для оценки активной пористости трещинных пород можно использовать способ расчета по замерам в скважине - по  керну или телеметрией  стенки скважины-густоты трещин, связывая также раскрытие трещин с коэффициентом фильтрации, получаемым по  данным  фильтрационного  опробования  скважин (Ромм, 1966; Шестаков, 1995).

Сорбционная емкость .Основным  миграционным параметром сорбционной  емкости  является  коэффициент  распределения   или  эффективная пористость  (удельная  емкость)  n_е=n₀+. Для  песчано-глинистых  пород сорбционная емкость  реально  определяется по данным лабораторных опытов, особенно при  изучении кинетики сорбции и десорбционных процессов. При этом возникает проблема задания представительных размеров образцов и времени проведения опытов. Следует иметь в виду, что при сравнительно кратковременных опытах (порядка суток) существенно проявляется кинетика сорбционного процесса которая имеет сравнительно малую значимость в натурных условиях. В тоже время в таких опытах затушевывается проявления предельной сорбционной емкости, параметры которой играют решающую роль в развитии натурных контаминационных процессов. Методика изучения  параметров  сорбционных  процессов  в  трещинных  средах пока что  вообще является довольно неопределенной (Мироненко, Румынин, том2, 1998).

Параметры  макродисперсии. В  зависимости  от принятой  расчетной  модели  учета  микродисперсии  расчетными  являются:  в  модели  гетерогенно-блоковой  среды  (ГБС 1-го типа) - параметр  внутриблокового  обмена (),  удельное  содержание  каналов  (к)  и  пористость  блоков  (),  для  "диффузионной"  модели - коэффициент  макродисперсии D и дисперсивность .

В пластах песчано-глинистых пород использование трасерных опробований для оценки  параметров макродисперсии практически неприемлемо из-за проявлении масштабного эффекта, не исключаемых даже при крупномасштабных опытах (Мироненко, Румынин, том2, 1998). Применительно к модели ГБС 1-го типа величина  соответствует относительному содержанию песчаных слоев, и определяется по данным литологического разреза, величина  равняется пористости глинистых пород. Величины  для модели ГБС и D для диффузионной модели целесообразно находить проведением  численного эксперимента, сопоставляя данные моделирования переноса в пласте реального  строения с аналитическим решением такой  задачи  по  соответствующим  моделям.

Для  потока в трещинных  породах,  параметры  макродисперсии  реально  могут  определяться  только  по  данным  скважинных  трасерных  опытов,  при  постановке  которых  необходимо  обосновывать  режим  опробования,  при  котором  можно  было  бы  применять  для  трещинных  пород  предпосылку  сплошной  среды  (Мироненко,  Румынин, том2,1998).

Мониторинг  играет весьма значительную  роль в изучении контаминации  грунтовых  вод, позволяя при правильном его проведении реализовать  концепцию контролируемого загрязнения подземных вод (Мироненко, Румынин, том 3, 1999).

С методической  точки зрения принципиальное значение имеет  модельная  ориентированность мониторинга  на  изучение  процессов контаминации путем  обоснования  используемой  геомиграционной  модели. Значимость  этой позиции  обусловливается  тем, что без опоры  на  геомиграционные  модели нереально  проведение  количественного анализа контаминации подземных  вод,  непосредственно  опирающегося  только  на  данные  режимных наблюдении  с  экстраполяцией  их  на  прогнозное  время,  прежде  всего  из-за  малой  скоростей  миграционных  процессов.  Вместе  с  тем  далеко  не  всегда  с  достаточной  уверенностью  формулируются  правила  построения  геомиграционных  моделей,  которые  можно  было  бы  рекомендовать  к  практическому  применению,  как  это,  скажем,  имеет  место  при  использовании  геофильтрационных  моделей.  Почти  в  каждом  конкретном  случае  приходится  творчески  искать  оптимальное  обоснование  геомиграционных  моделей,  которое  обеспечивало  бы,  с  одной  стороны,  адекватное  описание  натурных  процессов,  а  с  другой - достаточную  простоту  модели, выводящую  ее  на  рабочий  уровень  использования.

При обосновании методических позиций проведения мониторинга (как,  впрочем,  любых  наблюдений) необходимо  ответить  на  вопросы:  что,  где,  когда  и  как  надо  наблюдать?

При  мониторинге  загрязнения  подземных вод особое внимание следует  уделять ответу на вопрос: где  надо наблюдать за загрязнением подземных вод? Имея  в  виду, что перенос загрязнения обусловливается  прежде всего направлениями и скоростями  потока  подземных  вод,  можно  утверждать, что контаминанты, как  правило,  распространяются туда и так, куда и как течет  вода.  Наблюдения  за  распространением контаминантов в грунтовых водах существенно осложняет то, что их поступление обычно имеет "очаговый" характер и происходит неравномерно во  времени.  поэтому  непосредственный  поиск  распространения контаминантов отбором  проб  из  буровых  скважин  следует проводить только после  установления  гидродинамической  структуры потока, которое позволило  бы  получить  достаточно определенные представления  о  направлениях и  скоростях  потока  в  области  переноса контаминантов.

Особого внимания заслуживает  характеристика  распространения контаминантов по  глубине  потока, из понимания чего следуют  требования  по  интервалам  наблюдений,  причем  их  обоснование  целесообразно  производить  на  базе  разведочного  моделирования. Решение такой задачи существенно осложняется при наличии контаминантов пониженной и, особенно, повышенной плотности.

Процессы переноса контаминантов должны рассматриваться на базе представлений о структуре течения и баланса потока, для чего, в частности, требуется оценка инфильтрационного питания как естественного (из атмосферных осадков), так и техногенного (из хранилищ жидких и твердых отходов). Такие представления могут быть получены на основании специальных режимно-балансовых наблюдений, а для ориентировочных оценок - по литературным материалам.

Важно также  тщательное  обоснование  режима  наблюдений,  который  должен  быть  связан  с  реальной  временной  изменчивостью контаминантов в изучаемом  потоке  подземных  вод.  Как  показывают  данные наблюдений, такая изменчивость  может  носить  непредсказуемый  характер,  обусловливаемый,  как  изменчивостью  источников  загрязнения,  так  и  флюктуацией  потока  при  периодических  колебаниях  элементов  потока  подземных  вод. Временная  изменчивость  источников  загрязнения  агро - и  ядохимикатами,  внесение  которых  имеет  импульсный  характер,  существенно  проявляющийся  даже  в  пределах  вегетационного  периода. Переменный  режим  поступления  техногенного  загрязнения  обусловливается изменчивостью  фильтрации  с  поверхности  земли,  связанной  с  режимом  осадков,  в  том  числе  с  таянием  снега,  в  котором  обычно  концентрируется  поверхностные  загрязнения, а  также  с  изменениями  технологического  режима  искусственных хранилищ  промстоков  и  хвостохранилищ (Гольдберг, 1987). Неизбежно неравномерными должны  быть  потери  загрязняющих  жидкостей  из  технической  коммуникаций  и  производственных  сооружений.  Поэтому  переменный,  в  том  числе  импульсный  характер  поступления  загрязнения  можно,  по-видимому,  считать  правилом.  Это  соответственно  обусловливает  пульсирующий  характер  режима  загрязнения,  фиксируемый в  наблюдательных  скважинах.

Переменный режим фиксируемого загрязнения может быть связан также с нестационарным режимом потока подземных вод, при котором может происходить перемещение интервала загрязнения по глубине, чем объясняются случаи наблюдения переменного во времени загрязнения в скважинах. Можно  предполагать  также  проявления плановых флюктуаций загрязнения в потоке в связи с изменениями направления потока при нестационарном режиме фильтрации.

При  обосновании  пространственной  структуры  наблюдательной  сети  мониторинга  следует  исходить  из  требования отражения  в  ней  особенностей  структуры  потока  подземных  вод,  обусловленных  строением  потока  (особенно  в  разрезе)  и  расположением  элементов  техногенных  воздействий  (например,  водозаборных  скважин).

Важнейшей  группой  методических  вопросов  мониторинга  загрязнения  подземных  вод  является  выбор  определяемых  компонентов  их  состава.  При  решении  этих  вопросов  следует реализовать принцип неравномерности наблюдений,  выделяя  "пилотные"  компоненты  для  более  детальных  наблюдений,  в  частности,  с  использованием  геофизических  методов  (например,  оценивая  минерализацию  по  данным  замеров  электропроводимости).

 Обоснование  размеров  техногенной  инфильтрации  из  хранилищ реально  может  устанавливаться  только  на  основании  балансовых наблюдений,  проводимых  непосредственно  в  хранилищах.  При  этом  специального анализа  может  потребовать  изменение  проницаемости  экранов хранилищ  и  слабопроницаемых  слоев  зоны  аэрации  при  движении  в них растворов повышенной  минерализации  (Мироненко, Румынин, том3,1999).

Изучение загрязнения подземных вод В.А.Мироненко (1993) рекомендует  проводить, основываясь на концепции контролируемого загрязнения, включающей  представления  о  самоочищении загрязнения и инженерной профилактики, последовательно уточняемые гидрогеологическим прогнозом на базе мониторинга. Подчеркивается, что это концепция не ориентируется заранее на проведение мероприятий  по  ликвидации последствий загрязнения. Вместе  с  тем,  гидрогеологическое обоснование изучения и прогнозирования процессов контаминации  подземных  вод  следует  тесно  увязывать с инженерными  решениями по управлению  этими  процессами на объектах, включающих источники загрязнения. Этим предопределяется проектная ориентированность мониторинга на обоснование инженерных  решений  по  защите  подземных вод от загрязнения, что  особенно существенно в тех случаях,  когда наличие загрязнения следует априорно из инженерного  решения, как, например,  при  устройстве хранилищ  промстоков. В таких случаях  гидрогеологическим  прогнозом  должны  обосновываться  пути  управления процессами контаминации  подземных вод в рамках наиболее напряженных ситуаций с доказательством принципиальных возможностей принятия наиболее  безопасных  решений. Такой подход целесообразно  декларировать, как позицию управляемого загрязнения. Существенным элементом такого подхода  является  заранее  проводимое обоснование  принципиальных  возможностей  эффективности  проектных  решений - таких, например,  как  очистка  откачиваемых  загрязненных  вод  или  переустройство водозаборов  подземных  вод,  находящихся в зоне возможного влияния загрязнения.

Следует отметить, что опыт проведения работ по реабилитации участков загрязнения подземных вод, осуществляемых путем откачек загрязненных вод с последующей их очисткой, показывает, что доведение этих вод до кондиционного состава, как правило, оказывается нереальным. В связи с этим ставится вопрос о необходимости пересмотра законодательных позиций по водоснабжению, предполагая в них резервацию участков возможного использования подземных вод, на которых должен быть обеспечен стандарт питьевых вод при водоотборе (Мироненко, Румынин, том 3,1999).

Литература к главе 5

Боревский Б.В., Боревский Л.В., Бухарин С.Н. и др. К проблеме локализации и ликвидации нефтяных загрязнений на объектах Минобороны.. Геоэкология, N5 1997.

Воронин В.Л. Формирование тела свободных нефтепродуктов в грунтовых водах.

Вестник МГУ, серия геол., N2, 1998.

Гольдберг В.М. Взаимосвязь загрязнения подземных вод и природной среды. 1987.

Мироненко В.А., Румынин В.Г. Проблемы гидрогеоэкологии, тома 1,2, 1998; том 3, 1999.

Огильви А.А. Основы инженерной геофизики. 1990.

Орадовская А.Е., Лапшин Н.Н. Санитарная охрана водозаборов подземных вод. 1987.

Ромм Е.С. Фильтрационные свойства трещиноватых горных пород. 1966.

Румынин В,Г. и др. Исследование и прогноз загрязнения подземных вод хлорорганическими соединениями. Геоэкология, N6, 2005.

Шестаков В.М. Гидрогеодинамика, 1995.

Chiang W. H., Kinzelbach W. 3D-Groundwather Modeling with PMWIN. 2001.