考慮采動效應(yīng)的閉坑礦井水硫酸鹽污染規(guī)律

齊躍明，周 沛,*，周 來，蔣 丹，楊雨晴，劉延卓

(1.中國礦業(yè)大學(xué) 資源與地球科學(xué)學(xué)院，江蘇 徐州 221116；2.中國礦業(yè)大學(xué) 環(huán)境與測繪學(xué)院，江蘇 徐州 221116)

礦山關(guān)閉不是礦山生命周期的終結(jié)，那些開采時期的人類采掘行為往往對礦區(qū)環(huán)境與生態(tài)造成持續(xù)的影響[1-2]。高硫煤礦關(guān)閉后，由于復(fù)雜水體間的水文地球化學(xué)反應(yīng)、水-巖作用及微生物作用，煤巖共生的含硫礦物逐漸釋放形成高濃度硫酸鹽，進(jìn)而形成酸性礦井水(Acid Mine Drainage，AMD)[3-4]。煤礦開采過程中伴隨的裂隙破壞帶、封閉不良鉆孔或廢棄巷道等為AMD提供潛在徑流通道，串層污染相鄰含水層地下水，影響居民生活飲用水安全和周邊生態(tài)環(huán)境[5-6]。

研究閉坑礦井采動效應(yīng)下AMD 的運移規(guī)律對保護當(dāng)?shù)厮h(huán)境，確保含水層地下水質(zhì)安全均具有十分重要的意義。目前，前人對AMD 在含水層中遷移規(guī)律作了較多的研究。如C.B.Tabelin 等[7]模擬了日本某閉坑礦井尾礦中AMD 中所含重金屬Zn 和Cu 的遷移特征，發(fā)現(xiàn)滲透系數(shù)的差異導(dǎo)致優(yōu)先流現(xiàn)象，對污染羽分布產(chǎn)生較大影響。M.Ramasamy 等[8]則以 S為特征污染物預(yù)測了AMD 在地下水中的時空分布特征，并對模型關(guān)鍵性輸入?yún)?shù)進(jìn)行敏感性分析，結(jié)果表明地質(zhì)單元導(dǎo)水率的增加會導(dǎo)致地下水流速提高，地下水匯入增多，從而稀釋了硫酸鹽濃度。鄭帥[9]進(jìn)一步考慮了上覆地層應(yīng)力的影響，AMD 的遷移擴散過程主要通過采空區(qū)對流實現(xiàn)，廢舊采空區(qū)應(yīng)力增大會減緩污染物的擴散程度，且隨時間的增加而減弱。由于AMD 受水-水、水-巖、微生物等作用綜合影響[10-13]，水質(zhì)組分復(fù)雜且組分時序演化規(guī)律難以捕捉，建立考慮多物理場耦合模型下的AMD 水質(zhì)演化規(guī)律研究已成為當(dāng)下的熱點科學(xué)問題[14-16]。然而，對于閉坑礦區(qū)來說，以往地下水溶質(zhì)運移和污染研究甚少考慮煤層開采擾動影響，而這恰恰對于分析AMD 潛在污染途徑、刻畫框架式污染時空演化規(guī)律并推斷污染擴散范圍，建立適用于煤礦采空區(qū)地下水的溶質(zhì)遷移模型有著重要意義。

基于此，筆者以某閉坑煤礦形成的酸性礦井水為研究對象，考慮多煤層開采效應(yīng)引起的導(dǎo)水裂隙帶所導(dǎo)致的含水層滲透系數(shù)變化，運用COMSOL 軟件構(gòu)建AMD污染遷移的滲流-溶質(zhì)運移耦合三維模型，研究復(fù)雜閉坑條件下 S特征污染物在近距離含水層(二疊系童子巖組細(xì)砂巖裂隙含水層)中的運移規(guī)律，揭示多煤層采動破壞及強降水條件下 S濃度的時空分布特征，并進(jìn)一步探討流體擴散系數(shù)對污染物運移的影響效應(yīng)。在上述基礎(chǔ)上，對該閉坑礦區(qū)AMD 污染提出針對性的防控與治理方案，以期為該閉坑煤礦酸性礦井水污染治理與防控提供理論基礎(chǔ)。

1 研究區(qū)概況

1.1 水文地質(zhì)條件

研究區(qū)位于福建省西南部，行政區(qū)劃屬龍巖市新羅區(qū)雁石鎮(zhèn)管轄，其中蘇一、美山、林坑和東三井礦區(qū)分布如圖1 所示，礦區(qū)已于2017 年全面關(guān)閉停產(chǎn)。研究區(qū)地處蘇邦-大吉山間盆地東側(cè)，南側(cè)、東北側(cè)以次級分水嶺為界，東南側(cè)以雁石溪為界，西側(cè)邊界為硿溪河，整體呈塊狀分布。地貌類型含高山、中山、低山、丘陵、山間盆地等多種類型，地形整體南北兩側(cè)高、中部低，最高點位于上營岐附近，高程約 640 m；最低點位于硿溪河與雁石溪交匯處，高程約220 m，相對高差420 m。礦區(qū)多年平均降水量1 769.4 mm，多年平均蒸發(fā)量為1 657 mm。降水全年不均，3-9 月為雨季，10 月至次年2 月為旱季。礦區(qū)范圍內(nèi)的地表水主要有 1 條常年性河流(硿溪河)和11 條地表溪溝。硿溪河為常年性溪溝，起源于研究區(qū)西北部山溝溪流，流經(jīng)林坑礦區(qū)后匯入雁石溪，礦區(qū)內(nèi)河長約1.1 km，一般流量為0.4～1.0 m3/s，雨季流量為1.5～5.0 m3/s，受大氣降水控制明顯，具有山區(qū)河流的特點。經(jīng)現(xiàn)場調(diào)查未見河水滲漏點，硿溪河水對研究區(qū)地下水的補給作用小。

圖1 研究區(qū)綜合水文地質(zhì)圖Fig.1 Hydrogeological map of the study area

研究區(qū)出露的地層主要有白堊系沙縣組 (K1s) 粉砂巖、泥巖；二疊系童子巖組(P1t) 砂巖、文筆山組(P1w)泥質(zhì)粉砂巖、細(xì)砂巖、頁巖等；泥盆系上統(tǒng)南靖群 (D3nn)石英砂巖、砂礫巖；奧陶-志留系 (O-S) 變質(zhì)粉砂巖、細(xì)砂巖、千枚巖等，地表淺部基巖節(jié)理裂隙發(fā)育，巖體破碎。礦井主要可采煤層為童子巖組第一段(P1t1)的 37、38、39 號煤(圖2)，屬于優(yōu)質(zhì)中-高硫煤，3 層煤層厚度均在1 m 左右，屬于薄煤層。但受構(gòu)造和地層起伏影響，煤層埋藏深淺不一，厚度差較大，煤層特征見表1。

表1 煤層特征Table 1 Characteristics of coal seams

圖2 煤層與含水層結(jié)構(gòu)關(guān)系Fig.2 Structural relationships between coal seams and aquifers

煤層主要直接充水含水層為二疊系下統(tǒng)童子巖組弱裂隙含水巖組，間接充水含水層為沙縣組裂隙含水巖組、第四系孔隙含水巖組。各含水層在天然條件下均屬于弱富水性巖層，區(qū)內(nèi)地下水的補給來源主要為大氣降水，其補給路徑與徑流條件不一致。補給路徑主要是基巖風(fēng)化裂隙帶以及原采煤形成的垮落裂隙、塌陷區(qū)滲漏等，而徑流條件受不同開采水平井巷、采空區(qū)等分布位置和連通情況的影響明顯。在礦硐口未被封堵前，地下水主要通過最低侵蝕基準(zhǔn)面附近的414 硐口排泄出地表，2017 年封堵后地下水位抬升，排泄出口轉(zhuǎn)為林坑煤礦11 號主井硐口，封堵后仍有少量水涌出，目前礦區(qū)內(nèi)地下水排泄出口為11 號井口右上方硐口處(SY05 點)。據(jù)福建永強巖土公司實測資料顯示，兩個涌水點旱季涌水量約1.2 萬 m3/d，雨季涌水量達(dá)到4.5 萬 m3/d。地下水排泄出地表后流入南側(cè)的硿溪河，然后向東徑流，注入雁石溪，最終排泄于九龍江。區(qū)內(nèi)無地下水位觀測孔分布，僅有泉出露。

但無論是林坑煤礦還是相鄰的東三井煤礦、美山煤礦，經(jīng)過多年的開采，煤系富水性、裂隙發(fā)育導(dǎo)水性、補給途徑與強度、補給方式都已發(fā)生了變化，且礦區(qū)水文地質(zhì)條件還受到淺部小煤窯開采、地表裂隙、老采空區(qū)積水、采空區(qū)貫通等諸多因素綜合影響，井田水文地質(zhì)條件復(fù)雜。

1.2 污染現(xiàn)狀

為查明煤礦關(guān)閉后礦區(qū)的水環(huán)境污染情況，2022年7 月從礦區(qū)取地下水水樣10 組(SY01-SY10)、地表水水樣14 組(DX1-DX7 和DB1-DB7)，由于區(qū)內(nèi)無觀測孔，地下水水樣來自礦硐涌水點及泉點，均屬于二疊系童子巖組細(xì)砂巖裂隙含水層水，地表水水樣來自硿溪河及其支流，取樣點分布如圖1 所示，取樣具體位置及水質(zhì)情況見表2。對照GB/T 14848-2017《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)，發(fā)現(xiàn)6 個水樣中 S超標(biāo)，超標(biāo)頻率最高、分布最廣。濃度峰值集中于研究區(qū)東南側(cè)，即414 礦硐至該閉坑煤礦SY05 涌水點區(qū)域，分別達(dá)到2 620.0、2 302.7 mg/L。5 個水樣中Fe、Mn 等多種元素均超標(biāo)，水樣SY05、SY09、DX4、DX5、DX6 中pH 為4.4～6.5。被污染的地下水一旦匯集到涌水點處，將直接排泄到流量為3.4 萬～43.2 萬m3/d 的硿溪河。據(jù)地表水采樣結(jié)果可知，研究區(qū)南側(cè)硿溪河段除DB4水樣點處未超標(biāo)，SY03、SY06、DB2、DB3 水樣點處均超標(biāo)，即涌水點下游硿溪河段均造成污染，對周邊生態(tài)環(huán)境造成威脅，而雁石溪由于徑流量大暫未發(fā)現(xiàn)污染成分。

表2 水樣檢測結(jié)果Table 2 Detection results of water samples

2 考慮采動效應(yīng)的閉坑AMD 污染模擬

2.1 水文地質(zhì)概念模型

研究區(qū)實際水文地質(zhì)條件較復(fù)雜，根據(jù)現(xiàn)有水文地質(zhì)資料，在實際條件的基礎(chǔ)上對研究區(qū)的目的含水層、邊界條件進(jìn)行合理概化(圖1)，區(qū)域水文地質(zhì)概念模型概化如下。

研究區(qū)的南部、北部、東北部邊界均為分水嶺，設(shè)為零流量邊界；西部邊界為一條常年性河流(硿溪河)，處理為給定水頭邊界；東南部邊界為一條常年性河流(雁石溪)，河床比降小，水位穩(wěn)定在219～220 m，處理為給定水頭220 m 的排泄邊界；研究區(qū)排泄出口(SY05)位于研究區(qū)南部，按照實測水文資料處理為抽水井，流量為4.5 萬 m3/d。

垂向上，由于礦井廢棄后地層高程數(shù)據(jù)缺失，模型忽略地層起伏，概化為水平含水層。由于煤層為薄煤層，厚度在1 m 左右，煤層采空區(qū)面積為2.23 km2，為降低模型計算量，將其概化為1 m 等厚的面源層；滲流區(qū)僅考慮童子巖組裂隙含水層，含水層在基巖出露部位接受強降水入滲補給。區(qū)域模型多年平均降水量取值為1 770 mm，面積為25.9 km2，降水入滲系數(shù)根據(jù)永強巖土公司所提供的《雁石礦區(qū)水文地質(zhì)調(diào)查分析報告》勘查結(jié)果值為0.25。采用面積法計算日平均降雨入滲量作為面狀補給進(jìn)行賦值，設(shè)置為上邊界。下邊界以二疊系文筆山組隔水層作為模型隔水邊界。

2.2 數(shù)學(xué)模型

2.2.1 地下水滲流連續(xù)方程

根據(jù)上述水文地質(zhì)概念模型，不考慮水的密度變化，模型可概化為考慮垂向補給、非均質(zhì)、各向異性、三維非穩(wěn)定流情形，因而，地下水在多孔介質(zhì)中的流動可用以下數(shù)學(xué)方程表示：

2.2.2 地下水溶質(zhì)運移方程

采用多孔介質(zhì)中溶質(zhì)的對流-彌散方程：

2.3 水文地質(zhì)參數(shù)分區(qū)

煤層采掘活動破壞了原先自然條件下處于動態(tài)平衡狀態(tài)的地下水流場和地下應(yīng)力場環(huán)境，巖層滲透性發(fā)生變化[17-18]。在導(dǎo)水裂隙帶高度影響范圍內(nèi)，含水層垂向滲透系數(shù)較初始值增大，一般為5～10 倍[19-20]，且與煤層采空頂板垂直距離越近，滲透系數(shù)增幅越大[21-22]。依據(jù)《建筑物、水體、鐵路及主要井巷煤柱留設(shè)與壓煤開采規(guī)范》(安監(jiān)總煤裝〔2017〕66 號)[23]中的相關(guān)規(guī)定，結(jié)合礦區(qū)煤層為堅硬覆巖條件，采用如下經(jīng)驗公式來計算導(dǎo)水裂隙帶高度：

根據(jù)式(3)計算結(jié)果，37、38、39 號煤層采動后導(dǎo)水裂隙帶發(fā)育高度分別為43.1、44.3、48.6 m。由于研究礦區(qū)已閉坑8 a，可合理推測該區(qū)內(nèi)采空區(qū)已經(jīng)充分垮落、壓實達(dá)到穩(wěn)定。半航空瞬變電磁探測成果顯示，研究區(qū)不同深度切片處各探測異常區(qū)連續(xù)性良好，地下采空區(qū)在縱向上有較好的連通性[24]；且勘察資料顯示部分裂隙已發(fā)育至地表，因此，參考前人經(jīng)驗[19-20]，采動影響區(qū)巖石垂向滲透系數(shù)取初始值的10 倍。據(jù)此將模型含水層進(jìn)行水文地質(zhì)參數(shù)分區(qū)，如圖3 所示，其中，K1 區(qū)為沒有采空區(qū)擾動區(qū)域，含水層垂向滲透系數(shù)為勘查值0.011 m/d；K2 區(qū)為受采空區(qū)擾動的區(qū)域，包括采空區(qū)及上下采動擾動帶，垂向滲透系數(shù)近似取平均值為0.11 m/d。由于采動對含水層垂向滲透能力影響更為顯著，暫不考慮對水平方向產(chǎn)生的影響，根據(jù)勘察報告中的經(jīng)驗公式，研究區(qū)內(nèi)水平滲透系數(shù)取值均為初始垂向滲透系數(shù)的10 倍，其他參數(shù)見表3。

表3 基本模擬參數(shù)Table 3 General parameters for simulations

圖3 水文地質(zhì)參數(shù)分區(qū)(K1/K2)Fig.3 Aquifer zoning based on permeability coefficient (K1/K2)

2.4 模型運算與單元剖分

COMSOL Multiphysics 是一個有限元程序，可以用于模擬基于物理問題和各種類型的物理現(xiàn)象，如流體流動、傳熱和孔隙尺度流等[25]。本研究中采用了達(dá)西定律(DL)模塊和多孔介質(zhì)中稀釋物質(zhì)傳遞(TDS)模塊，這兩個模塊能夠較準(zhǔn)確地模擬污染物在多孔介質(zhì)含水層中的運移過程。研究區(qū)幾何模型長6.3 km，寬5.99 km，模擬童子巖組第一段裂隙含水層總厚0.25 km，內(nèi)嵌有3 個煤層采空區(qū)及其導(dǎo)水裂隙帶(圖4a)，利用物理場控制網(wǎng)格和自由四面體網(wǎng)格方式進(jìn)行網(wǎng)格剖分。為更準(zhǔn)確地分析污染暈分布特征，對導(dǎo)水裂隙帶區(qū)域進(jìn)行局部網(wǎng)格加密，共計252 967 個有效網(wǎng)格單元(圖4b)。

圖4 P1t1 含水段形態(tài)及網(wǎng)格剖分Fig.4 Morphology and mesh generation of aquifer P1t1

2.5 流場擬合

COMSOL 地下水模擬結(jié)果如圖5 所示，由于研究區(qū)地下水水位數(shù)據(jù)稀缺，根據(jù)現(xiàn)有的4 個泉水位以及地層產(chǎn)狀對模型進(jìn)行校準(zhǔn)，模擬水位與實際水位基本吻合，表明該含水層模型可用于實際污染物遷移預(yù)測。地下水流向自北向南，整體向東南方向排泄。

圖5 地下水模擬流場擬合Fig.5 Fitting results of simulated groundwater flow field

3 模擬結(jié)果與分析

本次數(shù)值模擬采用檢測出的最大污染濃度作為污染源濃度，同時，也考慮地下水對污染物的對流-彌散作用。沿污染物水平擴散方向距離污染源100、250、400 m 處(OB1、OB2、OB3)和垂向擴散方向10、30、50 m 處(OB4、OB5、OB6)的相鄰含水層中，分別設(shè)置污染物濃度觀測孔(圖6a)。S的標(biāo)準(zhǔn)值取中國GB/T14848-2017《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)值250 mg/L，當(dāng) S質(zhì)量濃度超過該值時即意味著超標(biāo)。

圖6 不同模擬時間 S污染暈質(zhì)量濃度分布Fig.6 Simulated distributions of S contamination plumes' mass concentrations at different times

3.1 童子巖組砂巖含水層中 S濃度時空分布特征

圖6 左側(cè)為37 號煤層采空區(qū)所在平面污染暈分布，右側(cè)為A-A剖面污染暈分布。COMSOL 模擬結(jié)果表明，研究區(qū)童子巖組砂巖含水層內(nèi)污染羽分布與地下水流向一致，向東南側(cè)匯聚。礦區(qū)持續(xù)產(chǎn)酸5、10、15 a后，S最大水平遷移距離分別為215、414、612 m，污染暈范圍分別為3.47、4.31、4.91 km2。受導(dǎo)水裂隙帶影響，采空區(qū)上方含水層垂向上呈現(xiàn)非均質(zhì)性，污染物從高滲透性區(qū)域進(jìn)入，并滯留在低滲透性區(qū)域中，垂向擴散作用顯著，最大遷移距離為70 m，外側(cè)含水層則以水平擴散為主導(dǎo)，垂向擴散受重力影響顯著。從整體上看擴散體積隨時間延長呈逐漸增大的趨勢，且增大速率逐漸減小，這是由于污染物運移受到對流和彌散作用的共同影響，當(dāng)區(qū)域內(nèi)的濃度達(dá)到一定值后，由彌散作用產(chǎn)生的擴散體積由于濃度梯度接近0 而逐漸趨于穩(wěn)定[26]。

3.2 煤矸石淋濾入滲過程中 S的分布特征

由于M-5 處煤矸石堆淋濾液濃度暫未構(gòu)成污染，本次模擬未考慮其影響。圖7 中為15 a 后各煤矸石堆淋濾液在含水層入滲過程中的 S濃度分布，切面沿污染物遷移方向。S在含水層中的水平遷移距離分別為72、400、485、205 m，垂向遷移距離分別為50、40、37、68 m，污染范圍大。M-1 煤矸石堆位置鄰近涌水點(抽水井)，屬于地下水匯集區(qū)，存在局部降落漏斗，水力坡度大、流線密集，污染物遷移擴散速率加快。同時水平遷移距離也受相對距離限制，僅為72 m。隨著與涌水點距離的增加，受降落漏斗影響逐漸減小，水平和垂向遷移距離隨之減小。M-3 煤矸石堆位于采空區(qū)上方，采動影響易導(dǎo)致該處下伏巖層垂向滲透系數(shù)增大，形成優(yōu)先通道，遷移速度加快，煤矸石淋濾液與含水層內(nèi)部污染暈發(fā)生匯集，使水平遷移距離異常增大。M-4處距離涌水點較遠(yuǎn)，幾乎不受降落漏斗影響，水力坡度小，徑流強度弱，但垂向上受降水淋濾作用強烈，遷移距離達(dá)到68 m。

圖7 淋濾液入滲過程中 S質(zhì)量濃度分布Fig.7 Simulated distributions of S mass concentration during leachate infiltration

因此，需對研究區(qū)地表分布的煤矸石堆進(jìn)行處理，建立防滲層，阻斷煤矸石淋濾液入滲通道，防止對地表水、地下水水質(zhì)造成污染。

3.3 流體擴散系數(shù)對 S運移的影響

在多孔介質(zhì)中，流體擴散受到孔隙空間的限制，使實際觀察到的有效擴散系數(shù)小于它的固有擴散系數(shù)，流體擴散受空間尺度的影響情況，主要取決于在特定的擴散時間 Δt內(nèi)流體分子的擴散距離和孔隙空間尺度的相對大小。當(dāng)擴散距離大于孔隙空間尺度時，流體的擴散運動就要受到孔隙空間距離的影響[27]。通過文獻(xiàn)查閱取水中硫酸鹽的擴散系數(shù)為2×10-9m2/s[28]，為尋求AMD運移與流體擴散系數(shù)的相關(guān)關(guān)系，以梯度值為5×10-9m2/s，依次另取3 個流體擴散系數(shù)，得到不同觀測孔不同流體擴散系數(shù)條件下 S質(zhì)量濃度和污染體積隨時間增長的變化規(guī)律，分別如圖8、圖9 所示。

圖8 不同流體擴散系數(shù)下各觀測孔中 S質(zhì)量濃度變化規(guī)律Fig.8 Variations of S mass concentration in various observation holes under different fluid diffusion coefficients

圖9 不同流體擴散系數(shù)下污染體積隨時間變化規(guī)律Fig.9 Variations in contaminant volume with time under different fluid diffusion coefficients

圖8 表明(觀測孔位置分布如圖6 所示)，與水平向相比，垂向上污染物運移受擴散系數(shù)影響較大，30 a 內(nèi)隨著時間增加污染物濃度先增大，到達(dá)一定值后趨于穩(wěn)定。隨著擴散系數(shù)增加，垂向觀測孔OB6 處 S濃度達(dá)到峰值的時間均在第20 年左右，質(zhì)量濃度峰值分別為261、311、361、412 mg/L，表明擴散系數(shù)越大，擴散速率越快，遷移距離越遠(yuǎn)。在當(dāng)前流速下，水平向污染物遷移對擴散系數(shù)的敏感度較低。而垂向上受采動擾動影響，含水層結(jié)構(gòu)發(fā)生變異，垂向上滲透系數(shù)增大，導(dǎo)致污染羽的空間變異性增強，對擴散系數(shù)的敏感度增高。

圖9 則表明，相同時間下污染體積隨擴散系數(shù)增大而增大。這意味著，AMD 不同的溶質(zhì)中，擴散系數(shù)大的溶質(zhì)分子比擴散系數(shù)小的溶質(zhì)分子污染體積更大，遷移距離更遠(yuǎn)，這與前人研究結(jié)果[29]一致。因此，在深入分析AMD 污染危害及治理對策時應(yīng)將其他的污染成分考慮在內(nèi)。

4 污染防控與治理對策

現(xiàn)有AMD 處理技術(shù)主要包括中和沉淀、吸附、硫化法、微生物法、生物電化學(xué)、接觸氧化過濾、膜分離、可滲透反應(yīng)墻和人工濕地等[30]，常用的地下水修復(fù)方式分為原位修復(fù)和異位修復(fù)。其中原位可滲透反應(yīng)墻(Permeable Reactive Barrier，PRB)修復(fù)技術(shù)是常用的地下水修復(fù)技術(shù)，在全球多數(shù)國家已經(jīng)有諸多成功的案例[31-33]。

為防止該閉坑礦區(qū)酸性礦井水對周邊地下水、地表水和生態(tài)環(huán)境的不利影響，根據(jù)上述研究得到的AMD污染物遷移特征，提出該閉坑礦井AMD 的防治應(yīng)該從AMD 產(chǎn)生和運移的全生命周期來協(xié)同綜合考慮，提出源頭減量、過程阻斷、末端治理一體化的處理工藝設(shè)計，并建議選擇地下水原位低成本可持續(xù)修復(fù)控制方案。研究區(qū)降水量大，需修建排水溝、導(dǎo)流槽等把地表排水疏到礦區(qū)之外，并針對地表滲漏帶采取注漿封堵措施，切斷降水補給通道，從源頭控制采空區(qū)與地表水、雨水之間的水力聯(lián)系，減少礦井水補給量。從過程阻斷出發(fā)，結(jié)合模擬污染暈分布特征及污染現(xiàn)狀，可設(shè)置多級PRB 裝置：(1)針對涌水點處涌水量大且流速快的特點，對涌水點進(jìn)行擴孔處理，在涌水點外側(cè)開挖合適場地，建立高程低于涌水點高程的PRB 系統(tǒng)，采用耐酸堿材料的管道引流，接入PRB 裝置。(2)據(jù)污染羽分布可以看出，414 礦硐東南側(cè)地下水污染將對雁石溪造成影響，可根據(jù)污染羽分布形態(tài)，在雁石溪左岸設(shè)置埋藏的PRB 系統(tǒng)。通過源頭減量和過程阻斷工程后基本能實現(xiàn)90%以上污染處理，剩余10%的污染通量可通過河邊的人工濕地進(jìn)一步處理，水質(zhì)達(dá)標(biāo)后即可用于農(nóng)業(yè)灌溉、工業(yè)用水等。

5 討論

5.1 特征污染物選取問題

AMD 在閉坑高硫煤礦地下空間的形成和遷移作用受到復(fù)雜且相互關(guān)聯(lián)過程的支配，如吸附-解吸、溶解-沉淀和氧化-還原等，這些過程本身取決于多種環(huán)境因素。其中高 S濃度是AMD 的代表性特征之一，超標(biāo)量主要來源于高硫煤層中硫鐵礦氧化，最高達(dá)到2 620 mg/L，超出地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)值10 倍以上。因此，本文利用 S作為特征污染物來探究AMD 在含水層中遷移過程和污染范圍，但本研究未考慮AMD 中不同污染組分的物化反應(yīng)及相互作用過程，實際上，AMD中還含有大量的鐵錳鉻等重金屬污染物，這些污染組分?jǐn)U散系數(shù)不同，污染暈分布也存在差異，不論是前期的AMD 運移規(guī)律分析，還是在后期進(jìn)行污染治理時均應(yīng)將其他污染物協(xié)同考慮。

5.2 采動擾動帶滲透系數(shù)選取問題

由于研究區(qū)內(nèi)煤層屬于南方薄煤層，按經(jīng)驗公式計算得出的導(dǎo)水裂隙帶高度值實際上會偏大，而煤層開采對頂板造成擾動破壞的同時也會對底板造成破壞，由于缺乏底板破壞的實測數(shù)據(jù)，因此，本研究將計算偏大的導(dǎo)水裂隙帶高度值歸并為頂、底板破壞帶綜合高度值。在考慮最大擾動破壞情況下，參考前人研究成果，將采動擾動區(qū)內(nèi)垂向滲透系數(shù)近似取平均值，設(shè)為采動擾動前初始值的10 倍，而水平方向假設(shè)不變。此種處理，可能會造成一定的誤差，有待后續(xù)完善。

5.3 模擬誤差分析

1) 擬合誤差

由于研究區(qū)地下水水位數(shù)據(jù)稀缺，根據(jù)僅存的4 個泉水位以及地層走勢對模型進(jìn)行校準(zhǔn)。從圖5 可以看出，模擬水位值整體略大于實測值，相對誤差為0.8%～3.3%。這可能是由于礦區(qū)地質(zhì)條件復(fù)雜，局部含水層上覆童子巖組第二段隔水層，未直接出露地表，降水入滲補給量較小，導(dǎo)致模擬值偏大。其中Q1、Q3、Q4 處泉水位與模擬水位誤差較小，Q2 處存在較大誤差。這可能是由于Q2 實際為林坑煤礦11 號主井硐口涌水點，靠近SY05 涌水點，模型中將其涌水量歸并于SY05 涌水點處，這種位置差異可能導(dǎo)致Q2 處模擬值偏高，誤差增大。

2) 參數(shù)誤差

區(qū)內(nèi)無鉆孔，無法進(jìn)行抽水試驗及巖心獲取，根據(jù)礦區(qū)開采階段遺留資料，滲透系數(shù)為0.002 69～0.020 20 m/d。模型概化過程中，考慮到礦區(qū)水文地質(zhì)資料有限，且構(gòu)造作用下節(jié)理、裂隙發(fā)育強烈，將研究區(qū)裂隙含水介質(zhì)等效為多孔介質(zhì)處理[34]。

3) 模型刻畫誤差

研究區(qū)內(nèi)煤礦井下巷道已經(jīng)關(guān)閉，人員無法進(jìn)入，采空區(qū)范圍主要通過走訪調(diào)查結(jié)合收集到的采掘資料進(jìn)行圈定，存在一定誤差。根據(jù)表2 水質(zhì)分析結(jié)果，將模擬結(jié)果與之對比發(fā)現(xiàn)，涌水點(SY05)處 S來源主要為煤矸石淋濾入滲，質(zhì)量濃度模擬值為576 mg/L，低于實測值。推測林坑礦區(qū)南側(cè)可能還存在未探明采空區(qū)或廢棄巷道等，造成涌水點處污染物超標(biāo)，后續(xù)建議進(jìn)行針對性補充勘探進(jìn)一步核實查明。

6 結(jié)論

a.針對某閉坑礦區(qū)多煤層開采破壞、近距離含水層、強降水入滲補給等復(fù)雜的水文地質(zhì)條件建立了三維地下水滲流與溶質(zhì)運移數(shù)值模型。3 層煤層開采擾動下導(dǎo)水裂隙帶累計達(dá)到132 m，受煤層采動影響的區(qū)域垂向上空間變異性增強，滲透系數(shù)增大。

b.隨著采空區(qū)AMD 的持續(xù)產(chǎn)生，受低滲透系數(shù)以及強水平擴散作用影響，采空區(qū)導(dǎo)水裂隙帶內(nèi)垂向擴散作用較外部顯著，污染物擴散距離和擴散體積逐漸增大，但增大速率逐漸減小。

c.強降水條件下，含水層補給量大，煤矸石淋濾入滲作用強烈，煤矸石堆成為新生污染源，對地下水、地表水造成大范圍污染，應(yīng)對煤矸石堆進(jìn)行處理并建立防滲層，從源頭上阻斷污染物下滲和遷移通道。

d.AMD 中不同的污染物組分具有不同的擴散系數(shù)；同一空間位置，離子濃度隨擴散系數(shù)的增大而增大，隨時間的增大先增大而后趨于穩(wěn)定；與水平擴散相比，受采動影響，污染物垂向擴散范圍對擴散系數(shù)敏感度更高。

e.基于污染物遷移特征結(jié)合閉坑礦區(qū)實際條件，提出該閉坑礦井AMD 的防治應(yīng)該從AMD 產(chǎn)生和運移的全生命周期來協(xié)同綜合考慮，提出源頭減量、過程阻斷、末端治理一體化的處理工藝設(shè)計，以實現(xiàn)AMD 原位低成本可持續(xù)修復(fù)治理。

符號注釋：

c為溶質(zhì)質(zhì)量濃度，mg/L；c0為初始質(zhì)量濃度，mg/L；c1為污染源質(zhì)量濃度，mg/L；Dxx、Dyy、Dzz分別為x、y、z方向上的彌散系數(shù)，m2/d；H為含水層水位，m；Hli為導(dǎo)水裂隙帶高度，m；Kxx、Kyy、Kzz分別為含水層x、y、z方向上的滲透系數(shù)，m/d；M為煤層采高，m；Ss為多孔介質(zhì)的儲水率，1/m，即單位面積單位厚度的含水層變化一個單位水頭時所儲存或釋放出的水量；t為時間，d；ux、uy、uz分別為x、y、z方向上的實際水流速度，m/d；w為源匯項，1/d，是單位時間從單位體積含水層垂向流入或流出的體積流量，其為“正”代表輸入，為“負(fù)”代表輸出；αL為縱向彌散度，m；αT為橫向彌散度，m；θ1、θ2為孔隙度。

致謝：對中國煤炭地質(zhì)總局、福建永強環(huán)境巖土公司等提供的寶貴基礎(chǔ)資料致以謝意！