矿山环境中的复杂地质生态修复效果数值模拟

孟 梦

(河南省地质矿产勘查开发局第四地质矿产调查院，郑州 450000)

由于矿山区域矿材开采过量，生态环境遭受极大变化，受到复杂地质因素影响，这种生态破坏进一步加剧[1]。国家及地方政府不断推出全新政策修复生态环境，以矿山环境为代表，越来越多遭受生态破坏的区域得以修复[2]。但是复杂地质条件从地质构造以及水文条件方面，给生态修复带来较大阻力，探索效果较好的生态修复方式一直是相关研究者的重点研究方向[3-5]。无论使用何种生态修复方法，均需要验证生态修复效果，从而进一步完善生态修复方法，为此，许多学者研究了生态修复效果的数值模拟方法：邓志群等[6]基于点动力学，模拟土壤迁移规律，从而获得土壤生态修复效果，该方法主要针对土壤的修复情况，研究结果及范围仍旧需要进一步完善，以实现各类生态修复数值模拟；
骆成杰等[7]提出一种水污染修复数值模拟方法，使用定量的方式，数值模拟水资源污染物迁移情况，该方法主要针对水资源污染生态修复的相关研究，针对性同样较强，需要进一步深入研究。

本文针对整个矿山环境，研究复杂地质生态修复效果数值模拟，既考虑土体污染生态修复效果，又考虑水资源生态修复效果，由此获得整个矿山环境的生态修复效果。

本文研究矿山环境中的复杂地质生态修复效果时主要从土壤生态修复与水资源生态修复两个方面展开，详细数值模拟过程如下：

1.1 土壤生态修复效果数值模拟

数值模拟土壤生态修复效果过程中，使用微波反应腔模型。该模型主要模拟内容为微波过程所发生的热效应，由此分析矿山环境复杂地质生态修复效果[8-10]。该数值模拟在微波反应腔模型中开展，基于超声波微波组合反应系统，包含放置土壤样本的容器、微波腔体与波导。数值模拟需要划分模型网格，本文所使用的网格为物理控制网格，为使数值模拟结果更加准确，网格元素设置过程中，从系统中选取超精细模式实现划分，微波波长设置为1/5，同时该波长也作为极限网格尺寸，模型网格划分结果如图1所示。

图1 微波反应腔模型网格划分结果Fig.1 Meshing result of microwave reaction cavity model

在图1中，共有176 737个网格单元，最小质量设定为0.762 5，网格划分完成后，使用质量检验方法，检查网格划分情况，检验结果表明，网格划分结果符合数值模拟网格质量需求。

主要模拟内容为土壤中电磁场分布，使用麦克斯韦方程解决电磁传播所涉及问题，式(1)为电磁场控制方程：

(1)

式中，ε0用于描述正空介电常数，通常该常数值设定为8.96×10-12F/m；
ω与∇分别表示角速度与梯度；
k0与μr分别表示自由空间内波数与相对磁导率；
E与j分别表示电场强度与电流密度矢量。

通过式(2)描述自由空间之内波的数量：

(2)

式中，c0表示真空光速；
μ0表示真空渗透率；
ω表示角速度。

通过式(3)描述生态修复后土壤所吸收的微波功率密度：

P=[(σ+ωε″)E2+ωμ″H2]

(3)

式中，μ″与ε″分别用于描述磁导率与节点损耗因子；
σ代表电导率。磁性部分设定时，考虑到生态修复后土壤并不是磁性材料，所以本文将磁性部分H设为0。

实际数值模拟操作时，需要简化微波反应腔模型[11]，简化过程如下：

1)数值模拟中所使用的经过生态修复的各个土壤样品要保证性质相同，且质地均匀，保持恒定介电性与物理性；

2)数值模拟过程中，生态修复后的土壤样本与空气仍旧会发生反应，但是由于数值模拟不需要该数据，因此该反应也不需要被考虑在数值模拟过程之中[12]；

3)自然环境之中，模型所用仪器与空气会发生摩擦产生热量，但是本文研究中不将这种热传导考虑进去。

1.2 水资源生态修复效果数值模拟

1.2.1 数值模拟模型的边界划分

针对所研究区域的两个水资源区域，水资源是矿山环境之中松散岩层之间的孔隙水。尽管本文所研究区域呈现较为复杂的体制条件，但是水层结构与分布呈现出较为连贯的规律，水资源分布涉及的岩层从上到下包括松散岩和风化基岩，水层分布结构呈现出显著向异性。以水源中重金属含量作为数值模拟对象，模拟过程中设定区域中水源流动形式为不存在均值特性的相异性稳定三维流动形式[13-15]。

该研究中数值模拟模型使用有限元法，模型构建过程中需要设定渗流场边界与污染物运移边界，两种边界的设定过程如下：

1)渗流边界设定

(1)混合潜水蒸发排泄边界与降水导致水源下渗到地底而形成的补给边界，各种边界融合之后共同组成数值模拟模型的上边界[16-18]；

(2)隔水边界：该边界是交换数值模拟模型中底面与底面下伏位置的基岩之间的污水量；

(3)第一类边界：该边界是区域之中靠近西侧的强风化层和第四系地层，依据地面径流水位确定水头值；

(4)第二类边界：该边界是区域之中靠近西侧的强风化层和第四系地层，计算钻孔观测数据获取水力梯度平均值，依据研究经验，将该值设定为0.02，通过达西定律估值计算侧向补给量[19-21]，区域外向区域内输送水资源，实现地下水补给；

(5)零通量边界：该边界为南侧和北部区域。

2)污染物运移边界设定

(1)第一类边界：上边界和区域中东部与西部的全部地区都属于第一类边界，设定东部及西部水污染背景值分别为0.41 mg/L与900 mg/L，其中东部区域水源属于矿山环境范围之内，西部水源主要是地表径流水与地下径流水，因此两种水源的重金属背景值存在较大差异；

(2)零通量边界：除第一类边界以外的全部区域都是零通量边界。

1.2.2 模型数值计算

本文数值模拟所用的水文地质数学模型由耦合污染物运移描述模型和水流模型(用于计算水流的模型)的运动方程组成。利用该模型系统分析了研究区水资源污染的变化，采用达西定律和水源渗流连续性方程，建立了研究区地下水和地质条件概念模型的污染物运移数学模型和空间三维非恒定流数学模型。其中，式(4)为水流数学模型表达式：

(4)

式中：矿山环境中复杂地质条件下的各个含水层水头以及第一类边界水头值分别使用Hi和H1描述；
Hi0用于代表流场原始条件；
第二类边界的流量值使用q1描述；
每个含水层的渗透系数使用Ki描述；
μ代表每个含水层给水度，其中重力给水度则是通过潜水地下水状态获得；
(x,y,z)是空间坐标；
n与ε分别表示边界外法线方向与源汇项(通过地表径流蒸发、降水下渗以及人工掘井开采形成)；
t表示时间变量。

式(5)用于描述污染物运移数学模型：

(5)

式中：每个水层中污染物的浓度使用ci描述；
N表示源汇项；
每个含水层的弥散度通过Di表述；
含水层中水流的速度用μi表示；
东、西两侧的一类边界污染物浓度分别描述为c2和c1，本文研究中将这两个边界的浓度值确定为水资源污染背景值，也就是分别为0.41 mg/L与900 mg/L；
c0是污染物浓度原始条件。

1.2.3 数值模拟计算模型

水资源生态修复效果数值模拟区域需要先划分所研究区域的地下土体与水资源层次，网格划分结果见图2。

图2 水资源区域网格划分Fig.2 Grid division of water resources area

从图2中能够看出，所研究区域内具有四层水层，网格单元共有761 986个节点以及1 288 619个网格单元。模型需要使用水位变化时间数据实现识别验证。

2.1 研究区域概况

本文所研究区域位于我国西南地区，为锡矿山锑矿区，煤矿开采是当地主要经济来源，20世纪开始，由于煤矿开采造成当地生态环境受到严重破坏。当地地形与地质条件较为复杂，丘陵与山脉相连，由于煤矿开采，山体与地下存在诸多采空区域，本文所研究的矿山环境区域地貌属于溶蚀低山垄脊谷底，岩体组成主要为硅化岩及砂页岩，土体由上至下分别为砂岩、细粒砂岩、泥岩、砂质砂岩以及泥岩与中砂岩，地下存在较多断裂带与褶皱带。区域内整体呈现出V型沟谷发育特征，共有两条水系，部分地表径流靠近陡崖。

该地年降水量适中，全年降水量约为1 942 mm，降水多集中在每年6月，蒸发量较大，年蒸发量约为1 354 mm，因此整体水资源并不丰沛，且生态环境由于煤矿开采遭受严重破坏，山体树木几乎完全被砍伐殆尽，生长出大量低矮灌木与荒草，树木缺失导致该区域存在严重水土流失隐患。

由于长时间煤矿开采导致破坏及污染，开采中使用的有机物、化学污染以及重金属沉积到土壤中发生下渗和扩散，影响整个地区土壤生态环境，导致植物不能正常生长。熔化炉、矿山废料等数以百万计，露天堆放，雨水淋溶后产生含砷、锑废水，对地表、地下、土壤等造成了严重的污染，地下水重金属含量高达0.6～2.7 mg/L，超出国家规定的9～49倍，超出GHZBI—1999 I-Ⅲ级水的12.5～56.3倍，锑含量为1.4 mg/L，超出国家规定的306倍。部分土壤的污染情况见表1。

表1 部分土壤的污染情况Table 1 Partial soil pollution

该区域从2018年1月开始，由政府主导，积极开展生态修复，取得初步成效，针对该区域生态修复情况，开展详细实验。

2.2 土壤生态修复效果数值模拟结果

为验证研究区域土壤污染的生态修复数值模拟效果，需要现场实际采集土壤样本开展实验。自2018年1月开始，每半年采集一次该区域土壤样本，通过本文方法，验证土壤生态修复效果。使用本文方法数值模拟出该区域土壤中污染物浓度随时间推移发生的变化情况，结果见图3。

图3 土壤中污染物浓度变化趋势Fig.3 Variation trend of pollutant concentration in soil

从图3中能够看出，有机物类污染物去除效果最快，也就是说，该区域恢复生态第一步先清除危害性最大的有机物，实现基础环境恢复，生态修复工作开展3年以来，这种有机物污染物越来越少，截至2021年，几乎已经将该类污染物完全去除；
重金属及化学元素污染物都是由于矿山煤炭开采工作中使用设备与辅助原料导致生态环境被污染，这部分污染物对于矿区环境中土壤的污染影响比较严重，因此去除效果比较缓慢，但是随着生态修复工作的开展，尽管化学元素污染物含量仍然高于另两种污染物的含量，但是该区域中重金属污染以及化学元素污染均呈现出逐渐降低趋势，也就是说，当地政府及居民长期致力于生态修复工作，取得了较为可观的生态修复效果。

各污染物由于在土壤中沉积依旧，发生下渗情况，因此土壤不同深度中，所含污染物浓度也不同，针对三种污染物之一的有机物污染物最初研究，统计不同时间、不同深度下，有机物污染物浓度变化，由此获取土壤生态修复情况。

分析图4可知，不同土壤深度下，污染物清除量较低，但是随着时间推移，各土壤深度污染物清除量均有所提升，由此可以看出，该区域土壤深处的污染物得到有效清除。

图4 不同深度污染物浓度变化Fig.4 Changes in pollutant concentrations at different depths

通过实验验证数值模拟结果与实际测量结果之间的关系，同时验证各个污染物经过一段时间生态修复后的去除量，结果见图5。

图5 污染物去除量变化Fig.5 Changes in the removal of pollutants

由图5可知，各研究区域土壤中各污染物均呈现出良好的清除效果，其中有机物污染与重金属污染清除效果较好，化学元素污染清除效果略差，主要是由于针对化学元素的清除方法较为缓慢，这一问题仍旧需要进一步研究。通过图5可知，各污染物清除数值模拟结果与实际测量结果基本拟合，说明本文所使用的数值模拟方法具有较高的准确性。

2.3 水资源生态修复效果数值模拟结果

研究区域水资源生态修复方法为抽水结合注水的处理方式，通过有限元软件呈现出数值模拟效果。设置该区域水资源污染修复工况为450 m3/d和650 m3/d，以重金属浓度作为验证生态修复情况的主要指标，三种工况下，不同生态修复时长，区域水资源生态修复效果见图6。

从图6中能够看出，经过不断努力，该研究区域水资源之中的重金属浓度逐渐降低，说明使用该水资源去污方法能够获得较为良好的生态修复效果，水资源中污染物的含量逐渐降低，水资源质量逐渐上升。水资源污染时期，由于重金属超标，水体出现富营养化，水系底部产生大量水藻，水体不能饮用以及灌溉，对当地人民生活、作业造成极大影响；
从图6可以看出，经过生态修复以后，该区域水体的重金属有效减少，结合其它修复方式后，该地水体生态环境得到良好恢复。

为对比该研究区域水体生态修复数值模拟结果与实际测量效果，在研究区域自西向东划定3个监测点，分别为监测点A、B、C，分别使用数值模拟与实际测量方法监测数个月以来，各监测点的重金属浓度变化量，结果见表2。

从表2能够看出，本文所使用的数值模拟方法与实际测量结果较为接近，由此说明本文所使用数值模拟结果较为准确。同时，从表2中还能够看出，研究区域的生态环境经过生态修复治理之后，重金属浓度逐渐降低，呈现出良好的生态修复效果。

图6 水资源生态修复效果Fig.6 The effect of ecological restoration of water resources

表2 水资源生态修复对比Table 2 Comparison of water resources ecological restoration /(kg·mL-1)

通过研究矿山环境中的复杂地质生态修复效果数值模拟。考虑到矿山所处地质环境的特殊性，分别从土体与水体两个方面使用数值模拟的方式探析该区域生态修复效果，采取生态治理方法之后，土体与水体中的污染物均呈现出浓度下降、污染物清除量降低的情况，且数值模拟效果与实际测量结果基本一致，说明本文方法具有较为良好的效果。