洪山矿95年雨季前全部撤出停止排水后，矿坑水以0.35m/d的速度由-200米回升，截止95年初己回升到+35m左右，高出奥灰水10～20m。故建立水流模型时，认为回灌阶段已经结束，即采动区与其他含水介质看做等效连续介质[8,9]。研究闭坑后煤系地层的污染水向奥灰含水层的迁移过程，可视为溶质在饱和模型中的运移[10,11]。该水文地质单元位于淄博向斜盆地腹部，其南部边界为大土屋侵入岩脉，北部边界为漫泗河断层，东部边界为地下水分水岭，西部边界为煤系地层，地势东高西低。该含水水文地质单元，包括第四系松散岩类孔隙含水岩组（其中第四系孔隙水由于富水性低，只在局部地段渗漏补给下部碎屑岩裂隙水，不参与主要的水动力系统，本次研究不考虑该含水岩组）、石炭——二叠系的薄层灰岩及砂岩裂隙承压水（标记为Ⅰ）是矿坑水的主要供水含水组；矿坑含水岩组（标记为Ⅱ）是主要的污染源；矿坑含水岩组与奥陶灰岩之间的夹层砂页岩相对隔水岩组（标记为Ⅲ）；奥陶系灰岩承压水（标记为IV）是当地生活和工农业生产最主要的供水水源，矿山闭坑造成的水污染就是指矿坑水对该层水的污染。概化计算中以上含水层均概化为非均质各向同性含水层[12,13]，由于研究问题的目的主要在于Ⅱ、Ⅲ、IV含水层，所以将Ⅰ作为对Ⅱ的补给源处理，固在水文模型中建立分三层，包含Ⅱ、Ⅲ、IV含水岩组的概念模型，见图1。研究区域地下水具有补、径、排的完整系统。其补给有：Ⅰ层含水组接受大气降水补给及第四系松散岩类空隙水的补给；IV层含水组在东南山区接受降水入渗补给。排泄为：IV层含水组的人工开采及泉水形式排泄以及第Ⅰ、Ⅱ层含水组向西部边界孝妇河的排泄，研究区内由于地下水埋深较大，蒸发量接近于零。水力联系：闭坑后，Ⅱ与IV通过Ⅲ层中的开采遗留通道（采动裂隙、断层构造的揭露）发生水力联系。
3.2模拟结果
（1） 2006年污染区监测浓度值与模拟浓度值对比图
通过研究区内2000-2006年的现有监测资料，建立SO42-对流、扩散、线性等温吸附运移模型，采用MT3D求解后，对比研究区内109＃、126＃、127＃、128＃，129＃，131＃，132＃，133＃，156＃，194＃观测井2006年的浓度值，其数量关系见图2， SO42-监测值与模拟值最大绝对差值为200.8mg/L，为该处监测值1320.8mg/L的15.21％；最大的差值占其对应监测值的百分比值最大的为22.04％；第二最大百分比值为15.21％；最小百分比值为1.21％。以上数据表明，模拟模型基本上是可靠的。
（2）奥灰水的流场分布及SO42-迁移路径
研究区西部边界是地下水排泄区，水文资料表明，研究区内地下水水流方向为由东南方向向西北方向。仿真后，2000-2006年的流场分布结果也符合事实，见图3。溶质从污染区始发，扩散至水力联系区后，沿水流方向向下游（排泄区）移动见图4。
3预测奥灰水20年内可能被污染的区域
本次计算中，污染源SO42-离子的初始浓度值，由实际的监测资料得到，取值1076.18mg/L。奥灰水中SO42-离子的背景浓度取均值310.3mg/L。预测已经查明的位于矿区东北部某老窖20年后对奥灰水的最大污染半径为3.8km，有效污染面积可达38.46km2，约是初始污染面积2.54km2的40倍，污染区中SO42-最高峰值浓度可近879.86mg/L，超出国家饮用水标准（250mg/L）的251.9%，见图5。
4结论：煤炭开采直接改变了矿区地下水循环条件、赋存环境；矿井关闭诱发二次变化，原有的井巷由
排泄区变为补给源，采空区不仅接受高水位含水层的补给，同时也作为一种补给源，补给其他含水层，这样给地下水体污染提供了条件。尽早地对废弃矿区地下水污染特征、机理、水动力学特征、地球化学特征，进行监测和防治技术的理论与实践的研究，具有十分重要的理论意义和现实意义。
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