Numeryczny model filtracji i transportu masy w wodach podziemnych rejonu składowiska odpadów w Jelczu-Laskowicach

Transkrypt

1 Geologos 10 (2006) Numeryczny model filtracji i transportu masy w wodach podziemnych rejonu składowiska odpadów w Jelczu-Laskowicach Numerical groundwater flow and transport modelling in the area of the waste disposal in Jelcz-Laskowice Jacek Gurwin Uniwersytet Wrocławski, Zakład Hydrogeologii Stosowanej ING, Pl. Maxa Borna 9, Wrocław, jgur@ing.uni.wroc.pl Abstract: The investigations were conducted to establish an influence of the waste disposal in Jelcz-Laskowice on groundwater. The measurements in the local monitoring network coinciding with other field work let to develop a conceptual model of local groundwater flow system. The next crucial step was to create a numerical model using finite difference MODFLOW solution basing on conceptual model setup in a GMS modelling environment. As a major result after calibration a proper hydrodynamic field in a three-dimensional space was calculated. Afterwards using MODPATH code the pathlines were obtained and the time of advective transport of particles from a waste disposal area to the river was estimated as years with average velocity equalling 6,6 8,6 m/a. The final task was creating a transport model in MT3D environment to simulate chlorides plume migration, achieving in the period of 30 years a good fit between observed and calculated concentrations. Key words: numerical groundwater modelling, mass transport, waste disposal, groundwater monitoring, MODFLOW/MODPATH/MT3D 1. Wstęp Składowisko odpadów przemysłowych znajduje się w miejscowości Jelcz-Laskowice, około 25 km od Wrocławia (ryc. 1), na terenie przyległym od zachodu do Zakładów Samochodowych JELCZ S.A. Uzyskane w trakcie prac terenowych parametry hydrogeologiczne oraz prowadzone przez ostatnie lata obserwacje zmian hydrodynamicznych stały się podstawą wykonania numerycznego modelu filtracji wód podziemnych. Kalibracja modelu pozwoliła zweryfikować wartości zasilania infiltracyjnego, ustalić bilans przepływów w obrębie składowiska, a także ocenić na podstawie wykonanego modelu

2 76 Jacek Gurwin Ryc. 1. Lokalizacja badanego obszaru Fig. 1. Location of the study area transportu masy tempo potencjalnej migracji zanieczyszczeń w strumieniu wód podziemnych. 2. Charakterystyka warunków naturalnych Gmina Jelcz-Laskowice znajduje się w makroregionie Niziny Śląskiej, na pograniczu Równiny Oleśnickiej i Pradoliny Wrocławskiej. Pod względem geomorfologicznym jest to teren lekko falistej równiny moreny dennej z ostańcami form glacjalnych ze zlodowacenia środkowopolskiego, w postaci piaszczystych sandrów i kemów. Obszar położony jest w dorzeczu Odry i jej dopływów: Młynówki Jeleckiej i Widawy. W badanym rejonie przebiega lokalny dział wodny III rzędu oddzielający zlewnię Młynówki Jeleckiej na południu od Potoku Laskowickiego na północy. Młynówka Jelecka, będąca odnogą Smortawy, przepływa przez osiedle w Jelczu i wieś Łęg, a dalej uchodzi do Odry we wsi Ratowice. Przepływa ok. 600 m na południe od składowiska i tym samym może być potencjalnie zagrożona wpływem migrujących zanieczyszczeń. Utwory plejstoceńskie budują głównie gliny zwałowe z wkładkami piasków, z domieszką otoczaków i głazów, związane ze zlodowaceniem środkowopolskim. Na glinach zalegają osady piaszczyste ze żwirami. Na terenie składowiska występują

3 Numeryczny model filtracji i transportu masy w wodach podziemnych piaski o różnej granulacji: drobnoziarniste i średnioziarniste z wkładkami pylastymi w stropowej partii, natomiast niżej zalegają piaski różnoziarniste i gruboziarniste z domieszką żwirów. Ich miąższość dochodzi do ok. 16 m. Utwory holocenu są reprezentowane przez namuły, piaski i żwiry rzeczne. Od 1971 r. odpady składowano bezpośrednio do gruntu. Pod koniec lat 80. przeprowadzona została modernizacja obiektu. W 1986 r. wybudowano zbiorniki w formie basenów, które uszczelniono folią, lecz okazało się to nieskuteczne. Uszczelniono więc baseny poprzez wyłożenie ścian płytami betonowymi. W 1990 r. oddano do użytkowania kwatery na odpady. Obecnie na terenie składowiska znajdują się 3 takie kwatery, które zlokalizowane są na miejscu starego składowiska odpadów, a cały teren przylegający został zrekultywowany. Sieć lokalnego monitoringu wód podziemnych składa się z 7 piezometrów. W trakcie zrealizowanych prac terenowych w 2001 r. (Gurwin i in., 2001) wykonano dodatkowo 3 punkty obserwacyjne, które następnie zlikwidowano. Jeden z piezometrów (P-3) znajduje się w dolinie Odry, a pozostałe są na terasie nadzalewowej rzeki Odry, na której usytuowane jest całe składowisko. W rejonie składowiska dobrze rozpoznany został przypowierzchniowy poziom wodonośny zbudowany z holoceńskch i plejstoceńskich utworów piaszczystych (ryc. 2). Przeprowadzone badania hydrogeologiczne wykazały, że swobodne zwierciadło wód podziemnych zalega na głębokości około 4,5 m, a w dolinie Odry (otwór P-3) na głębokości 1,6 m. Zasilanie wód tego poziomu wodonośnego odbywa się na drodze infiltracji wód opadowych. Zaobserwowany na terenie wysypiska przepływ wód podziemnych (ryc. 3) odbywa się z NE (rzędna zwierciadła wody w otworze OB-3: 126,02 m n.p.m.) na S i SW ku dolinie rzeki Odry (rzędna zwierciadła wody w otworze P-3: 122,7 m n.p.m.), stanowiąc tym samym bezpośrednie zagrożenie dla wód powierzchniowych Młynówki Jeleckiej i samej Odry. Ryc. 2. Przekrój hydrogeologiczny A A Fig. 2. Hydrogeological cross-section A A

4 78 Jacek Gurwin 3. Numeryczny model filtracji wód podziemnych 3.1. Schemat modelu i warunki brzegowe Rozpoznanie warunków hydrodynamicznych w rejonie składowiska było podstawą wykonania modelu filtracji w programie MODFLOW (McDonald, Harbaugh, 1988) w środowisku GMS 6.0. Na podstawie pomiarów terenowych w sieci lokalnego monitoringu opracowano m.in. mapę hydroizohips dla niskich stanów wód gruntowych z dnia r. (ryc. 3). Ryc. 3. Rozkład wysokości hydraulicznej w okresie niskich stanów z r. Fig. 3. Head contour map for

5 Numeryczny model filtracji i transportu masy w wodach podziemnych Późniejsze pomiary w piezometrach oraz dodatkowo w kilkunastu studniach kopanych pozwoliły ustalić warunki początkowe rozwiązania dla całego przyjętego obszaru modelu, znacznie wykraczającego poza składowisko. W modelu filtracji zastosowano zewnętrzne warunki brzegowe pierwszego, drugiego i trzeciego rodzaju (ryc. 4). Warunek brzegowy I rodzaju (Dirichleta, Ryc. 4. Siatka hydrodynamiczna jako wynik kalibracji modelu filtracji wód podziemnych rejonu składowiska odpadów w Jelczu-Laskowicach Fig. 4. Hydrodynamic net as a result of groundwater flow model calibration in the waste disposal area in Jelcz-Laskowice

6 80 Jacek Gurwin H = const.), zakładający swobodną wymianę wody z otoczeniem, wprowadzono jedynie na niewielkim fragmencie granicy SE. Warunek brzegowy II rodzaju (Neumanna, Q = const.) zadano na całym obszarze jako stałe zasilanie powierzchniowe z infiltracji opadów. Warunek brzegowy III rodzaju Q=f(H), typu GHB, pozwalający kontrolować przepływy wody przez granicę, wprowadzono wzdłuż zachodniej, północnej i wschodniej granicy obszaru. Południowa granica została natomiast oparta na cieku powierzchniowym (Młynówka Jelecka) przy wykorzystaniu modułu RIVER programu MODFLOW, pozwalającego odwzorować warunkiem III rodzaju interakcję wód powierzchniowych z podziemnymi. W przyjętej metodzie obliczeniowej MRS wprowadzona została siatka dyskretyzacyjna prostokątna o wymiarach m (i = 46 kolumn i j = 58 wierszy) z blokami obliczeniowymi m (ryc. 4). W profilu pionowym w siatce modelu zadano 3 warstwy, które wydzielono nie ze względu na zmiany litologii i parametrów filtracji, lecz by uzyskać lepsze rozwiązanie przestrzennego układu hydrodynamicznego Parametry modelu Wykonanie numerycznego modelu filtracji wymagało rozpoznania współczynnika filtracji. Obliczenia przeprowadzono w oparciu o metodę Maaga. Po nawierceniu w otworach wodonośnej warstwy piasków kolumny rur okładzinowych zagłębiono poniżej zwierciadła wody, a następnie zalewano otwór do wysokości h 1. W odstępach czasu t mierzono tempo opadania zwierciadła w otworze do kolejnych wysokości h 2. Współczynnik filtracji obliczano zgodnie ze wzorem (Wieczysty, 1982): r hf h k = h t [m/s] gdzie: r 1 promień otworu, h różnica wysokości wzniesienia słupa wody ponad zwierciadło hydrostatyczne w otworze po zalaniu, t czas opadania słupa wody h h = 1/2 (h 1 +h 2 ), h f poprawka uwzględniająca pojawienie się korka w otworze. Dodatkowo przeprowadzono także obliczenia metodą naturalnego wzniosu zwierciadła. Wykonywano krótkotrwałe energiczne zaczerpnięcie wody z otworu, mające na celu możliwie duże i szybkie obniżenie zwierciadła w otworze, dzięki czemu uzyskiwano depresję wyjściową S 0. Od tego momentu rejestrowane były przyrosty poziomu wody w odstępach czasowych t. Zgodnie z prawem naturalnego wzniosu, w którym zakładamy, że po krótkotrwałym pompowaniu nie zdążył się wytworzyć poza studnią lej depresji, obliczenia wykonane zostały na podstawie stosownych wzorów (Turek, 1971; Wieczysty, 1982; Pazdro, Kozerski, 1994). Średnia wartość współczynnika filtracji uzyskana z obliczeń drugą metodą wynosi ok. 1,75 m/d.

7 Numeryczny model filtracji i transportu masy w wodach podziemnych Uzyskane obydwiema metodami wyniki współczynnika filtracji wyraźnie korelują ze sobą, w niektórych wypadkach (P-5, P-4) wartości są bardzo zbliżone (ok. 1,4 m/d). Dla otworów badawczych OB-1, OB-2, OB-3 (odpowiednio: 4,1 m/d; 1,3 m/d; 1,0 m/d) wyniki drugą metodą należy uznać za bardziej wiarygodne ze względu na dłuższy czas eksperymentu. Najbardziej miarodajny przedział wartości z obu metod to 1,5 4,1 m/d. Prawdopodobnie na uzyskane stosunkowo niskie wartości ma wpływ składowa współczynnika filtracji pionowej. Większe zróżnicowanie wykazały wyniki na podstawie krzywych uziarnienia z próbek pobranych z różnych głębokości, dając przedział wartości 2,3 9,5 m/d, ale także pojedyncze oznaczenia rzędu kilkunastu m/d. Wartości współczynnika odsączalności uzyskano poprzez przeliczenie ze współczynnika filtracji, wykorzystując wzór Biecińskiego. Zasilanie infiltracyjne wód podziemnych zostało określone na podstawie interpretacji wykresów wahań zwierciadła wód podziemnych z cotygodniowych pomiarów w piezometrach w ciągu roku od VIII 2004 do VIII 2005 (Krawczyk, 2005). Wyniki tych pomiarów zestawiono z wykresem tygodniowych sum opadów. Obszar podzielono na 7 stref o wartościach dopasowanych do wyników z punktów pomiarowych: od 102 mm/rok (P-1), poprzez 123,6 mm/rok (P-6) do 170,4 mm/rok (P-3). Ostatecznie w toku kalibracji modelu uzyskano następujące strefy wartości infiltracji efektywnej w pobliżu samego składowiska: 0,0001 m/d, 0,00025 m/d, 0,00034 m/d, na południu obszaru 0,0003 m/d, a w części zachodniej 0,00035 m/d Kalibracja i wyniki modelu filtracji Procedura kalibracji modelu była przeprowadzona metodą prób i błędów i obejmowała głównie określenie optymalnych wartości zasilania, a także warunków brzegowych III rodzaju typu GHB i RIVER. Zmiany dokonywane na modelu sprawdzano słupkami rozbieżności generowanymi po przeliczeniu iteracyjnym dla wszystkich punktów obserwacyjnych, których łącznie było 24 (w tym 7 piezometrów w rejonie składowiska i 17 studni kopanych) (ryc. 4). Ocena zgodności obliczonych wartości wysokości hydraulicznej z pomiarami w terenie była także kontrolowana błędami kalibracji, które w sposób automatyczny są generowane przez program MODFLOW. Standardowo wykorzystuje się następujące rodzaje błędów (Anderson, Woessner, 1992), które dla ostatecznych symulacji osiągnęły wartości: błąd średni ME = 1 n ( H H ) n / = 0,12 m, błąd średni absolutny MAE = 1/ n H H = 0,31 m, i= 1 n i= 1 błąd średni kwadratowy RMS = 1 n ( H H ) n pi i= 1 pi pi oi oi / = 0,37 m. oi 2

8 82 Jacek Gurwin Ryc. 5. Przekrój S N modelu zgodny z kolumną j=36 siatki dyskretyzacyjnej Fig. 5. Model cross-section S N along grid column j=36 Ostatecznym rozwiązaniem modelu jest siatka hydrodynamiczna (ryc. 4), w której obliczone wysokości hydrauliczne maleją od wartości 126,5 127 m n.p.m. w rejonie składowiska do ,5 m n.p.m. na południu w strefie drenażu Młynówki Jeleckiej. Zmiany dynamiki wód podziemnych w przestrzeni ilustruje przykładowy przekrój wzdłuż wybranej kolumny modelu (ryc. 5), na którym linie ekwipotencjalne w połączeniu z wektorami prędkości przepływu wykazują wyraźny podział na strefę zasilania na N (wpływ składowej pionowej przepływu), strefę tranzytu (dominuje składowa pozioma przepływu) i drenażu na S przy rzece. Na wykalibrowanym modelu przeprowadzono także numeryczne obliczenia w programie MODPATH, wykorzystującym semianalityczną metodę śledzenia cząstek (Pollock, 1988, 1994) dla określenia rzeczywistych prędkości przepływu i tym samym konwekcyjnego transportu konserwatywnych zanieczyszczeń w strumieniu wód podziemnych. Wyznaczone tory ruchu poszczególnych cząstek w kolejnych krokach czasowych pozwalają określić tempo ich przemieszczania się od stref zasilania do stref drenażu. W tym przypadku analizie poddano obszar od składowiska do Młynówki Jeleckiej. Do symulacji przyjęto po 2 cząstki obliczeniowe wewnątrz każdego bloku w centralnej części składowiska i po obliczeniach wyznaczone zostały odpowiadające im linie prądu z czasami przepływu w strumieniu filtracyjnym (ryc. 6). Każda strzałka na rysunku oznacza kolejne 10 lat, toteż wyznaczony całkowity czas migracji cząstek to lat. Dla wybranych linii są to wartości: d na dystansie 818 m, d na dystansie 836 m, d na dystansie 825 m. Średnie rzeczywiste prędkości są niskie i zmieniają się w zakresie od 6,6 m/a do 8,6 m/a, dając średnią dla całego analizowanego obszaru V = 7,4 m/a.

9 Numeryczny model filtracji i transportu masy w wodach podziemnych Ryc. 6. Rozkład pola prędkości z obliczonymi liniami prądu, charakteryzującymi potencjalne tempo migracji zanieczyszczeń ze składowiska Fig. 6. Velocity distribution with flowpaths characterizing potential migration of pollution from the waste disposal 4. Model transportu masy Próba odwzorowania transportu masy została przeprowadzona na bazie przedstawionego modelu filtracji. Do symulacji wykorzystano program MT3DMS, pozwalający realizować obliczenia zgodnie z adwekcyjno-dyspersyjnym modelem migra-

10 84 Jacek Gurwin cji w warunkach filtracji ustalonej lub nieustalonej. W tej wersji programu zagadnienia transportu adwekcyjnego można realizować kilkoma metodami opartymi na przenoszeniu w czasie chmury cząstek obliczeniowych, tj.: metodą charakterystyk (MOC), zmodyfikowaną metodą charakterystyk (MMOC) i mieszaną metodą charakterystyk (HMOC), a także metodami różnic skończonych opartymi o zasadę zachowania masy, jak: Central Finite Difference lub Upstream Finite Difference (Zheng, 1990; Zheng, Wang, 1999). Dostępne materiały archiwalne i zgromadzone dane terenowe pozwoliły na przeprowadzenie symulacji migracji jonów chlorkowych, które można w schemacie obliczeniowym potraktować jako składnik konserwatywny, tzn. podlegający przenoszeniu w strumieniu adwekcyjno-dyspersyjnym, bez wpływu interakcji roztworu z fazą stałą. Przykład rozkładu zawartości chlorków w wodach podziemnych według stanu z lipca 2001 r. przedstawiono na rycinie 7. Wartości zmieniają się w Ryc. 7. Rozkład zawartości chlorków w wodach podziemnych w mg/dm 3 według danych z lipca 2001 r. Fig. 7. Distribution of chlorides in groundwater in mg/dm 3, in July 2001

11 Numeryczny model filtracji i transportu masy w wodach podziemnych Ryc. 8. Zmiany zawartości chlorków obserwowane w sieci lokalnego monitoringu składowiska w latach Fig. 8. Chloride content in the points of monitoring net for stosunkowo niewielkim zakresie od mg/dm 3 w części centralnej do maksymalnie 150 mg/dm 3 na południu w rejonie punktów P-1 i P-3. Zmiany zawartości jonów chlorkowych w poszczególnych punktach obserwacyjnych w latach (ryc. 8) wskazują, że najwyższe wartości rzędu mg/dm 3 występowały w piezometrach P-1 i P-3, a na pozostałym obszarze utrzymują się w zakresie od 40 mg/dm 3 (P-5) do 80 mg/dm Warunki brzegowe rozwiązania i parametry modelu Zmiany stężeń badanego składnika zależą od procesów zachodzących w warstwie wodonośnej, od wartości wynikających z przyjętych warunków brzegowych i wpływu odcieków z samego składowiska. Pomiary w piezometrze P-7, pozostającym poza bezpośrednim wpływem składowiska, posłużyły do wyznaczenia w drodze kalibracji zawartości chlorków w wodach infiltrujących, zasilających wody podziemne. Przy czym z braku innych punktów pomiarowych przyjęto tu stałą średnią wartość dla całego obszaru modelu, którą ostatecznie ustalono na 30 mg/dm 3. Z uwagi na fakt, że sieć obserwacyjna składowiska realnie istnieje dopiero od lipca 2001 r., a od 1994 r. prowadzone były jedynie obserwacje w piezometrze P-1, brak jest zupełnie informacji o wyjściowym stanie zanieczyszczenia wód podziemnych sprzed tego okresu. Składowisko w stanie niezabezpieczonym funkcjonowało od początku lat 70. do momentu przebudowy w 1986 r. i można założyć, że był to okres intensywniejszej dostawy ładunków zanieczyszczeń do wód podziemnych. Po kilkuletnim okresie dopływu zanieczyszczeń o nieznanej wielkości uformował się front migrujących substancji, a w latach późniejszych, po przebudowie i izolacji składowiska, nastąpiła faza zmniejszania się migrującej chmury aż do chwi-

12 86 Jacek Gurwin li obecnej. I rzeczywiście, obserwacje z piezometru P-1 wskazują na stałą tendencję spadkową zawartości chlorków w latach (od wartości powyżej 300 mg/dm 3 do mg/dm 3 ), co świadczy, że kulminacja w strumieniu wód podziemnych w tym rejonie już przeszła. Bazując na tych przesłankach, starano się odtworzyć w drodze kalibracji ładunek chlorków, który został najprawdopodobniej wprowadzony do wód podziemnych w drugiej połowie lat 70. i na początku lat 80. W tym celu użyto wewnętrznego warunku brzegowego, pozwalającego w wybranych blokach wprowadzać dla kolejnych kroków czasowych założone ilości substancji w mg/d. Jednocześnie wstępnie założono na podstawie danych literaturowych (Małecki i in., 2006; Spitz, Moreno, 1996; wartość stałej dyspersji podłużnej α L = 8 m, którą następnie poddano kalibracji, otrzymując ostatecznie α L = 3 m, a stałą dyspersji poprzecznej α T = 0,3 m Wyniki symulacji modelu MT3DMS Dyskretyzacja czasu oparta jest w rozwiązaniu modelu dyskretnego na tzw. stress periods czyli okresach wymuszeń, w czasie których wszystkie parametry ruchu są stałe. Te z góry określone okresy są natomiast automatycznie dzielone na kroki czasowe, których ilość i długość może być dostosowana do zadanych warunków brzegowych i początkowych przyjętych przedziałów czasowych. Na przedstawionym modelu dyskretyzacja czasu objęła 30 lat od 1974 r. do 2004 r. i w efekcie na modelu uzyskano 1200 kroków czasowych odpowiadających dniom. Wynikiem obliczeń migracji jonów chlorkowych w strumieniu wód podziemnych jest rozkład stężeń w kolejnych krokach czasowych (ryc. 9). Wykonane na podstawie symulacji mapy chmury zanieczyszczeń dają możliwość prześledzenia kierunku i tempa jej przemieszczania się. W początkowym okresie kilku lat następowało przenikanie zanieczyszczeń ze składowiska do wód podziemnych, manifestujące się maksymalnymi wartościami stężeń rzędu mg/dm 3 w centralnej części. Po tym czasie wystąpiła faza przenikania w głąb warstwy wodonośnej z jednoczesnym rozciągnięciem i przesuwaniem się frontu zanieczyszczeń w kierunku południowym, zgodnie z adwekcyjnym unoszeniem w strumieniu wód podziemnych. Po latach maksymalne stężenia uległy redukcji do mg/dm 3, by w roku 1994 osiągnąć rejon piezometru P-1, umieszczonego centralnie przed frontem składowiska, w którym właśnie w tym roku rozpoczęto obserwacje. Zanotowane na modelu stężenia chlorków w rejonie tego punktu monitoringu wyniosły mg/dm 3, co odpowiada zmierzonej we wrześniu 1994 r. wartości równej 319 mg/dm 3. Po 30 latach obliczone wartości stężenia jonów chlorkowych w rejonie punktu P-1 wyniosły mg/dm 3, a oznaczone w 2004 r. odpowiednio: 110 mg/dm 3 (IV 2004) i 120,5 mg/dm 3 (IX 2004). Takie tempo przesuwania się chmury znajduje potwierdzenie także w wynikach oznaczeń chlorków z piezometru P-3, leżącego zaledwie ok. 30 m dalej na S od punktu P-1, w którym począwszy od 2001 r. (czyli od momentu budowy piezometru) wyniki były zawsze nieco wyższe niż w rejonie P-1 (ryc. 8). Jednocześnie zanotowane w 2004 r. stężenia Cl w piezometrze P-4 znajdującym się najbliżej ogniska zanieczyszczeń (ok. 10 m od kwatery nr 7) potwier-

13 Numeryczny model filtracji i transportu masy w wodach podziemnych Ryc. 9. Wynik symulacji modelu transportu masy (MT3DMS) dla jonów chlorkowych (stężenia w mg/dm3) Fig. 9. Results of mass transport model simulation (MT3DMS) for chlorides (in mg/dm3)

14 88 Jacek Gurwin dziły, że chmura uległa już przemieszczeniu, gdyż uzyskano wyniki na poziomie tła hydrochemicznego 56,7 mg/dm 3 (IV 2004) i 42,5 mg/dm 3 (IX 2004), co znalazło odwzorowanie na modelu (ryc. 9). Uzyskane rezultaty wskazują na prawidłową koncepcję modelu i potwierdzają przyjęty wariant oddziaływania składowiska w przeszłości. Obserwowana na modelu zmienność przestrzenno-czasowa migrującej chmury zanieczyszczeń jest efektem transportu w strumieniu adwekcyjno-dyspersyjnym, w którym adwekcja prowadzi do przemieszczania się na południe w kierunku doliny Odry, natomiast uwzględniony w obliczeniach proces dyspersji hydrodynamicznej odpowiada za stopniowe zmniejszanie się wyjściowych gradientów stężeń. 5. Wnioski Zastosowane w modelu uproszczenia, wynikające z niedostatku rozpoznania przestrzennej struktury i zmiennych w czasie warunków hydrodynamicznych i hydrochemicznych, narzuciły wybór adekwatnych procedur numerycznych, ograniczonych do rozwiązania zmiennego w czasie modelu adwekcyjno-dyspersyjnego na bazie rozwiązania MRS dla warunków filtracji ustalonej. Model jest zatem znacznym uproszczeniem rzeczywistych procesów zachodzących w układzie hydrodynamicznym wokół badanego obiektu, niemniej jednak daje właściwą ocenę wpływu składowiska na wody podziemne. Stwierdzono stosunkowo niewysokie tempo migracji zanieczyszczeń. Badania modelowe wykazały, że czas potencjalnego dopływu konserwatywnych składników do strefy drenażu wynosi w granicach lat, oraz pozwoliły określić tempo i kierunek przemieszczania się chmury jonów chlorkowych. Wykorzystany program MT3DMS jest jednym z najlepszych narzędzi do wykonania tego typu symulacji, umożliwiając w tej wersji m.in. jednoczesne obliczenia migracji kilku wybranych składników. Dalsze rozpoznanie i prowadzony monitoring w rejonie składowiska będą podstawą dla wykorzystania zbudowanego modelu do bardziej zaawansowanych symulacji. Być może konieczna będzie zmiana koncepcji modelu, zwłaszcza w kierunku odtworzenia filtracji dla warunków nieustalonych. Ale już na tym etapie model należy uznać za zasadny dla rozwiązywania zagadnień transportu masy w czasie i przestrzeni, co potwierdziła uzyskana zgodność wyników symulacji z danymi obserwowanymi w terenie. Po weryfikacji model będzie można wykorzystać do wykonania symulacji prognostycznych. Pamiętać jednak należy, że obliczenia modelu migracji zanieczyszczeń, mimo dużych możliwości obliczeniowych komputerów, są długotrwałe, a tym samym kalibracja bardzo utrudniona. Uzyskane wyniki skłaniają do podjęcia dalszych prac nad wyznaczeniem i identyfikacją parametrów migracji zanieczyszczeń, a następnie do wykonania prognoz na adwekcyjno-dyspersyjno-sorpcyjnym modelu transportu wybranych składników. Wydaje się konieczne rozpoznanie otworami badawczymi lub sondami, np. typu PowerProbe szerszego obszaru poniżej składowiska celem pobrania próbek

15 Numeryczny model filtracji i transportu masy w wodach podziemnych wody i gruntu z różnych głębokości dla ustalenia stopnia kontaminacji, parametrów filtracji i transportu masy w całym trójwymiarowym polu filtracji. Literatura Anderson M., Woessner W., Applied Groundwater Modeling. Academic Press, Inc., London. Gurwin J., Poprawski L., Kowalczyk A., Dokumentacja hydrogeologiczna określająca warunki hydrogeologiczne w rejonie zakładowego składowiska odpadów przemysłowych Zakładów Samochodowych Jelcz S.A. w Jelczu-Laskowicach. Wrocław. Krawczyk A., Model warunków hydrodynamicznych rejonu składowiska odpadów w Jelczu-Laskowicach (arch. ING U. Wr.). Małecki J. (red.), Nawalany M., Witczak S., Gruszczyński T., Wyznaczanie parametrów migracji zanieczyszczeń w ośrodku porowatym dla potrzeb badań hydrogeologicznych i ochrony środowiska. Poradnik metodyczny. Warszawa. McDonald M.G., Harbaugh A.W., A Modular Three-Dimensional Finite-Difference Ground-Water Flow Model. U.S. Geological Survey Open-File Report, Washington. Pazdro Z., Kozerski B., Hydrogeologia ogólna. Wyd. Geologiczne, Warszawa. Pollock D.W., Semianalytical computation of path lines for finite difference models. Ground Water (26) 6: Pollock D.W., User s guide for MODPATH, version 3: A particle tracking post-processing package for MODFLOW the U.S. Geological Survey finite-difference groundwater flow model. Reston, VA. U.S. Geological Survey. Spitz K., Moreno J., A practical guide to groundwater and solute transport modeling. John Wiley & Sons Inc., New York. Stępniewski A., Wpływ składowiska odpadów w Jelczu-Laskowicach na wody podziemne (arch. ING U. Wr.). Turek S. (red.), Poradnik hydrogeologa. Wyd. Geologiczne, Warszawa. Wieczysty A., Hydrogeologia inżynierska. PWN, Warszawa. Zheng C., Modular three-dimensional transport model for simulation of advection, dispersion and chemical reaction of contaminants in groundwater systems. S.S. Papadopulos & Associates Inc., Rockville, Maryland. Zheng C., Wang P.P., MT3DMS a modular three-dimensional multispecies transport model for simulation of advection, dispersion, and chemical reactions of contaminants in groundwater systems; documentation and user s guide. Engineer Research and Development Center, Vickburg, USA.

16