Document Actions

ijege-13_02-erning-et-alii.pdf

background image
5
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 2 (2013)
© Sapienza Università Editrice
www.ijege.uniroma1.it
DOI: 10.4408/IJEGE.2013-02.O-01
K
atharina
ERNING
(*)
, a
ndreas
DAHMKE
(**)
& d
irK
SCHÄFER
(***)
University of Kiel - Institute of Geosciences - Ludewig-Meyn-Strasse 10 - D-24118 Kiel (Germany)
E-mail:
(*)
erning@gpi.uni kiel.de -
(**)
ad@gpi.uni-kiel.de -
(***)
ds@gpi.uni-kiel.de
MODELLAZIONE MULTIFASE DELL’INFLUENZA DELLA VELOCITA’ REALE
DELL’ACQUA DI FALDA SULLA MIGRAZIONE DI DNAPL
NELL’ACQUIFERO POROSO MULTIFALDA DI RHO, ITALIA
MULTIPHASE MODELING OF THE IMPACT OF GROUNDWATER PORE VELOCITIES
ON DNAPL MIGRATION IN THE MULTI-AQUIFER FORMATION OF RHO, ITALY
RIASSUNTO
La modellazione bidimensionale del comportamento multifase
dei DNAPL nel sottosuolo dell’ex area chimica Bianchi ha eviden-
ziato come anche moderate velocità reali dell’acqua di falda siano
sufficienti per mobilizzare la fase separata di TCE lungo distanze si-
gnificative nella direzione di flusso. Attraverso il modello utilizzato
per la simulazione, è stato verificato come i DNAPL fossero in grado
di annullare gli effetti dovuti a morfologie sepolte con pendenze di
2,5° e superare depressioni e trincee. Lo spostamento dei DNAPL di-
pende direttamente dal regime di pressione idraulica presente. Inoltre,
solo materiali con conducibilità idraulica inferiore a 1 × 10
-9
m/s sono
risultati impermeabili ai DNAPL in un periodo di 75 anni.
L’approccio di modellazione presentato in questo studio contribuisce
a spiegare perché, in molti siti industriali, non si riesca ad individuare con
esattezza la posizione delle zone sorgente di contaminazione da DNAPL.
Le simulazioni, inoltre, restringendo il campo delle possibili ubicazioni
dei DNAPL, hanno dimostrato di essere un prezioso strumento sia per le
fasi di indagine sia per il risanamento dei siti contaminati.
P
arole
C
hiave
: modellazione multifase, DNAPL, TCE, velocità della falda,
morfologia, acquitardo
INTRODUZIONE
Esistono nel mondo numerose aree industriali contaminate. I con-
taminanti organici più comuni sono i solventi clorurati (G
randel
&
d
ahmKe
, 2008; h
assanizadeh
et alii, 2004; m
oran
et alii, 2006; U
m
-
weltbUndesamt
, 2011). h
assanizadeh
et alii (2004) stimano in oltre
6.800 t i solventi clorurati sversati accidentalmente o per errata movi-
mentazione negli Stati Uniti fra il 1998 e il 2001. In Germania, questi
solventi sono i principali contaminanti in oltre 9.000 siti (G
randel
&
d
ahmKe
, 2008; U
mweltbUndesamt
, 2011).
I solventi clorurati pongono notevoli sfide alle indagini sui siti
contaminati ed ai relativi interventi di bonifica, in quanto molti di
essi, per le loro proprietà chimico-fisiche, sono DNAPL (Dense Non-
Aqueous Phase Liquids). Quando sono rilasciati nell’ambiente, i
DNAPL si infiltrano nel sottosuolo con un movimento a componente
prevalentemente verticale, avanzando finché hanno massa sufficiente
o non incontrano una barriera impermeabile. Spesso i DNAPL si ac-
ABSTRACT
2D multiphase modeling of DNAPL behavior in a realistic sub-
surface morphology of the former industrial site of Chimica Bi-
anchi provided evidence that moderate groundwater pore velocities
are sufficient to transport a TCE phase body over large distances
in the downstream direction. In the investigated model set-up, the
DNAPL was found to be able to counteract the morphological ef-
fects of a slope of 2.5° and leave depressions and trenches. The
displacement depends directly on the encountered hydraulic pres-
sure regime. Moreover, only materials with a hydraulic conductiv-
ity lower than 1 × 10
-9
m/s were impermeable to the DNAPL over
a time period of 75 years.
The modeling approach presented in this study provides an expla-
nation for the inaccurate, or often even unknown, position of DNAPL
source zones at many industrial sites. Furthermore, by narrowing
down possible locations, the simulations proved to be a valuable tool
for both investigation and remediation activities of DNAPL-contam-
inated sites.
K
ey
W
ords
: multiphase modeling, DNAPL, TCE, groundwater velocity, mor-
phology, aquitard
INTRODUCTION
Many industrial sites worldwide suffer from industrial contami-
nations. The most common organic contaminants are chlorinated
solvents (G
randel
& d
ahmKe
, 2008; h
assanizadeh
et alii, 2004;
m
oran
et alii, 2006; U
mweltbUndesamt
, 2011). Based on estima-
tions of h
assanizadeh
et alii (2004), more than 6,800 tons of chlo-
rinated solvents were spilled in the US between 1998 and 2001 due
to accidents or improper handling. In Germany, they are the main
contaminants at more than 9,000 sites (G
randel
& d
ahmKe
, 2008;
U
mweltbUndesamt
, 2011).
Chlorinated solvents pose a significant challenge to site investiga-
tion and remediation, because most of them are Dense Non-Aqueous
Phase Liquids (DNAPLs) due to their physico-chemical properties.
When DNAPLs are released to the environment, they infiltrate into
the subsurface and move predominantly downwards within the sub-
soil. DNAPLs will move in the subsoil as long as sufficient mass is
background image
MODELLAZIONE MULTIFASE DELL’INFLUENZA DELLA VELOCITA’ REALE DELL’ACQUA DI FALDA
SULLA MIGRAZIONE DI DNAPL NELL’ACQUIFERO POROSO MULTIFALDA DI RHO, ITALIA
6
K. ERNING, A. DAHMKE & D. SCHÄFER
available or until they are stopped by an impermeable barrier. Of-
ten they accumulate in morphological sinks within low-impermeable
materials, e.g. depressions and trenches of an aquitard. Based on
various investigations in the last decades (a
briola
& l
emKe
, 2002;
b
radford
et alii, 1998; b
radford
et alii, 2003; d
eKKer
& a
brio
-
la
, 2000; G
erhard
& K
Ueper
, 2003; h
elmiG
, 1997; i
llanGaseKare
et alii, 1995; J
awitz
et alii, 2005; K
Ueper
et alii, 1989; K
Ueper
&
f
rind
, 1988; m
ac
K
ay
et alii, 1985; m
ercer
& c
ohen
, 1990; p
anKow
& c
herry
, 1996; p
arKer
et alii, 2008; p
owers
et alii, 1994; s
chwille
,
1988), it is assumed that the DNAPL movement is solely influenced
by its physico-chemical behavior and by the material of the subsoil.
Considering this information when creating a conceptual model for
site investigation and remediation, it is often not possible to explain
or define the distribution of the phases of DNAPLs and of their dis-
solved components at industrial sites, unless considering fracture sys-
tems within the aquitard (c
herry
et alii, 2004). A typical example for
this problematic case of site investigation is the former industrial site
of Chimica Bianchi in Rho, Italy. Based on current knowledge about
DNAPL behavior in the subsoil of the study site, it is not possible to
explain the distribution of the dissolved contaminant measured in the
monitoring wells.
The Rho site is characterized by decades of production of dyes,
which caused mainly contaminations with perchloroethylene (PCE)
and trichloroethylene (TCE). The factory was located on a multi-
aquifer formation with an assumed impermeable aquitard at approx.
5-10 m below ground surface. Spent DNAPLs were disposed of in
an open basin, assuming “harmless” volatilization. In the 1980s, the
assumed hot spot of DNAPL contamination in the upper aquifer was
encapsulated. The encapsulation system was rooted in the assumed
unfractured aquitard below the former disposal basin and concentra-
tions of dissolved contaminants in the upper aquifer decreased over
the following years, as expected. However, concentrations of dis-
solved PCE and TCE in the deeper aquifer remained unchangedly
high. Based on the conceptual model, there are several explanations:
the encapsulation system may be permeable in the vertical direction
due to the penetration of the bottom-sealing aquitard during its instal-
lation; the bottom-sealing aquitard may not be continuously present
or be fractured below the assumed hot spot. All three aspects would
explain reduced concentrations in the upper aquifer and still enhanced
concentrations in the deeper aquifer. However, based on previous in-
vestigations (e
rninG
et alii, 2012; l
Uciano
et alii, 2010), there may
be another explanation: the DNAPL was not present at the assumed
hot spot, when it was encapsulated in the 1980s, but was transported
downstream by a natural groundwater pore velocity of approx. 1-2
m/d (p
etranGeli
p
apini
& V
iotti
, 2011).
Previously conducted small-scale laboratory (l
Uciano
et alii,
2010) and multiphase modeling investigations (e
rninG
et alii, 2012)
have shown that high groundwater pore velocities can significantly
influence the movement and distribution of the DNAPLs TCE and
HFE 7100 (3M, 2005) in a water-saturated porous medium. The
cumulano in avvallamenti morfologici all’interno di materiali a bassa
permeabilità, ad es. le depressioni e le trincee di un acquitardo. Si
evince da vari studi effettuati negli ultimi decenni (a
briola
& l
emKe
,
2002; b
radford
et alii, 1998; b
radford
et alii, 2003; d
eKKer
&
a
briola
, 2000; G
erhard
& K
Ueper
, 2003; h
elmiG
, 1997; i
llanGase
-
Kare
et alii, 1995; J
awitz
et alii, 2005; K
Ueper
et alii, 1989; K
Ueper
&
f
rind
, 1988; m
ac
K
ay
et alii, 1985; m
ercer
& c
ohen
, 1990; p
anKow
& c
herry
, 1996; p
arKer
et alii, 2008; p
owers
et alii, 1994; s
chwille
,
1988) come il movimento dei DNAPL dipenda dal loro comporta-
mento chimico-fisico e dai materiali costituenti il sottosuolo. Tutta-
via, quando si tratta di sviluppare modelli concettuali per indagini
e interventi di bonifica presso siti industriali, questi dati spesso non
consentono di spiegare o definire la distribuzione delle fasi di DNA-
PL e dei loro componenti disciolti, a meno che non si prendano in
considerazione sistemi di frattura all’interno dell’acquitardo (c
her
-
ry
et alii, 2004). Un tipico esempio di questa problematica è quello
emerso durante le indagini presso l’ex area chimica Bianchi (Rho,
Italia). In base alle conoscenze attuali sul comportamento dei DNAPL
nel sottosuolo dell’area di studio, non è possibile spiegare la distribu-
zione del contaminante disciolto misurato nei pozzi di monitoraggio.
Il sito di Rho si caratterizza per una produzione decennale di
coloranti chimici, i quali hanno causato contaminazione soprattutto
da percloroetilene (PCE) e tricloroetilene (TCE). L’impianto è stato
costruito su un acquifero multifalda con un presunto acquitardo im-
permeabile a circa 5-10 m di profondità dal piano di campagna (p.c.).
I DNAPL esauriti venivano smaltiti in un bacino aperto, supponendo
un processo di volatilizzazione senza conseguenze. Negli anni ’80, la
sorgente puntuale (hot spot) di contaminazione da DNAPL nell’ac-
quifero superiore è stata incapsulata. Il sistema di incapsulamento è
stato immorsato nell’acquitardo, che si presumeva non fratturato, lo-
calizzato al di sotto dell’ex bacino di smaltimento e, come previsto,
le concentrazioni di contaminanti disciolti nell’acquifero superiore
negli anni successivi sono diminuite. Tuttavia, le concentrazioni di
PCE e TCE disciolti nell’acquifero profondo sono rimaste elevate.
Il modello concettuale offre alcune spiegazioni: il sistema di incap-
sulamento può essere permeabile nella direzione verticale a causa della
penetrazione all’interno dell’acquitardo che svolge funzione di chiusura
inferiore; l’acquitardo in questione può non essere presente con continu-
ità o essere fratturato al di sotto del presunto hot spot. Tutti e tre questi
aspetti giustificherebbero la diminuzione delle concentrazioni nell’ac-
quifero superiore e quelle ancora elevate nell’acquifero profondo.
Tuttavia, precedenti indagini (e
rninG
et alii, 2012; l
Uciano
et
alii, 2010) possono fornire un’altra spiegazione: i DNAPL non erano
presenti nel presunto hot spot quando sono stati incapsulati negli anni
’80, ma sono stati trasportati nella direzione di flusso naturale della
falda a velocità reali di 1-2 m/g (P
etranGeli
p
apini
& V
iotti
, 2011).
Precedenti studi di laboratorio a scala ridotta (l
Uciano
et alii, 2010)
e indagini di modellazione multifase (e
rninG
et alii, 2012) hanno dimo-
strato come elevate velocità reali di flusso possono incidere sensibilmen-
te sul movimento e sulla distribuzione dei DNAPL TCE e HFE 7100
background image
MULTIPHASE MODELING OF THE IMPACT OF GROUNDWATER PORE VELOCITIES
ON DNAPL MIGRATION IN THE MULTI-AQUIFER FORMATION OF RHO, ITALY
7
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 2 (2013)
© Sapienza Università Editrice
www.ijege.uniroma1.it
(3M, 2005) in un mezzo poroso saturo. In ciascuno degli scenari simulati,
i DNAPL sono stati trasportati nella direzione di flusso in conseguenza
diretta dell’incremento della velocità reale. Indagini in campo a scala ri-
dotta effettuate su siti reali hanno indicato come molte delle problema-
tiche riguardanti le caratteristiche reali di sito rimangano ancora irrisol-
te: potenziali grandi quantità di contaminanti sversati, massa sversata e
tempo di sversamento ignoti, effetti morfologici degli strati impermeabili
(depressioni, trincee, creste), velocità di flusso naturale della falda.
Si stima che gli sversamenti di contaminanti nei siti reali possono
variare fra alcune centinaia di kg ed oltre 250 t (G
randel
& d
ahmKe
,
2008) e che, per la maggior parte dei solventi clorurati, i tempi minimi
di sversamento siano dell’ordine di decenni. A larga scala, la velocità
reale di flusso può avere notevole influenza sulla posizione dei DNAPL.
Inoltre, si suppone che i DNAPL si accumulino generalmente in
avvallamenti, formando sacche o pozze (pool) che rimangono immo-
bili, a prescindere dalla velocità della falda. Precedenti studi di labo-
ratorio e modellazioni suggeriscono che: un elevato gradiente idrau-
lico e il conseguente incremento delle velocità reali di flusso possono
ostacolare l’effetto di ristagno dei DNAPL, spingendoli verso l’alto
lungo il fianco della depressione dell’acquitardo; l’acquitardo studia-
to potrebbe non essere impermeabile ai DNAPL ma avere una bassa
permeabilità a lungo termine.
Queste tre ipotesi sono state verificate su una sezione bidimensio-
nale (2D) realistica del sottosuolo dell’ex area chimica Bianchi. Ventisei
scenari con parametri variabili dei materiali sono stati simulati con il sof-
tware di modellazione multifase TMVOC (p
rUess
& b
attistelli
, 2002).
Le influenze di velocità di flusso variabili su posizione, massa e volume
del DNAPL TCE sono state quantificate e analizzate statisticamente.
L’obiettivo globale dello studio è stato quello di approfondire la
conoscenza del comportamento del DNAPL nella zona satura di siti
reali e di contribuire a migliorare le indagini sui siti contaminati ed i
relativi interventi di bonifica. Lo studio effettuato può anche gettare
luce su uno degli interrogativi più importanti riguardanti le indagini
sui siti e gli interventi di bonifica: dov’è ubicata la zona sorgente a
lungo termine dei DNAPL?
METODOLOGIA
SITO DI STUDIO
Il sito di studio (ex area chimica Bianchi) si trova a Rho, in
Italia, in prossimità dell’area nord-occidentale di Milano. Le aree
studiate sono quella industriale di circa 0,16 km² e quella circostan-
te di 1,8 km² (Fig. 1).
La zona di Rho è caratterizzata da sedimenti quaternari alluvio-
nali e fluvio-glaciali (b
ozzano
et alii, 2007) con granulometrie estre-
mamente variabili (Tab. 1). Presso il sito, sono presenti due acquiferi
interconnessi di interesse (Superficiale e Prima Falda), separati da un
sottile strato discontinuo di argilla (Acquitardo) a circa 5-10 m di pro-
fondità. L’acquifero profondo Prima Falda è confinato da uno strato
impermeabile limo-argilloso a circa 55-65 m al di sotto del p.c. Data la
presenza dello strato argilloso discontinuo dell’Acquitardo a scala re-
DNAPL was transported in the downstream direction in each sce-
nario as a direct consequence of enhanced pore velocity. Considering
the implications of the small-scale investigations in real field sites,
several issues of real field site geology are still unaddressed: poten-
tial large amount of spilled contaminants, unknown spill mass and
spill time, morphological effects of impermeable layers (depressions,
trenches, ridges), natural groundwater flow velocities.
Considering a real field site, estimated amounts of contamina-
tion spills range between a few hundreds of kilograms and more
than 250 tons (G
randel
& d
ahmKe
, 2008). The timescale of con-
taminant spill is generally estimated to be at least in the range of
decades for most chlorinated solvents. We assume that there will be
a significant impact on the position of the DNAPL due to groundwa-
ter pore velocity at large scale.
Moreover, it is generally assumed that DNAPLs accumulate
in depressions forming pools, which remain immobile independ-
ently of groundwater flow velocity. Based on previous laboratory
and modeling investigations, we assume that (a) high hydraulic
pressures and enhanced groundwater pore velocities can hinder the
pooling effects of DNAPLs and (b) may even “push” them upwards
against the inclination of impermeable barriers. It could also be pos-
sible that (c) the documented aquitard is not impermeable to DNA-
PLs, but has a slight long-term permeability.
These three hypotheses were tested in a realistic 2D cross section of
the subsurface of the former industrial site of Rho. Twenty-six scenari-
os with varying material parameters were modeled with the multiphase
modeling software TMVOC (p
rUess
& b
attistelli
, 2002). Influences
of varying groundwater pore velocity on position, mass and volume of
the DNAPL TCE were quantified and statistically analyzed.
The overall aim of the study was to advance our understanding of
DNAPL behavior in the saturated zone at real field sites and to im-
prove site investigation and remediation processes and even to shed
light on one of the most important questions of site investigation and
remediation: where is the long-time source zone of DNAPLs?
METHODS
FIELD SITE
The reference site is located in Rho, Italy close to the north-west-
ern part of Milan and contains the former industrial area of Chimica
Bianchi. The industrial site comprises approx. 0.16 km² with a sur-
rounding investigation area of 1.8 km² (Fig. 1).
The Rho region is characterized by alluvial and fluvio-glacial
Quaternary sediments (b
ozzano
et alii, 2007) of widely varying
grain size (Tab. 1). At the site, there are two interconnected aq-
uifers of interest (Superficiale and Prima Falda), which are sepa-
rated by an interrupted thin clayey layer (Aquitard) at approx. 5-10
m of depth. At further depth, the deeper aquifer Prima Falda is
confined by an impermeable silty-clayey layer approx. 55-65 m
below ground surface level (bgsl). Due to the interrupted clayey
background image
MODELLAZIONE MULTIFASE DELL’INFLUENZA DELLA VELOCITA’ REALE DELL’ACQUA DI FALDA
SULLA MIGRAZIONE DI DNAPL NELL’ACQUIFERO POROSO MULTIFALDA DI RHO, ITALIA
8
K. ERNING, A. DAHMKE & D. SCHÄFER
gionale, la Prima Falda si trova in condizioni sia libere sia confinate.
Secondo b
eretta
et alii (2005) e b
ozzano
et alii (2007), vi sarebbe un
deflusso in direzione verticale di circa 40 m³/anno dal Superficiale alla
Prima Falda. Ancora non è noto se gli acquiferi sono interconnessi
anche a scala locale o direttamente all’interno dell’area di interesse.
Durante un periodo di operatività di almeno 50 anni, la Chimica
Bianchi ha prodotto soprattutto solventi clorurati, quali PCE e TCE
(l
eccese
et alii, 2007). Il punto più probabile di fuoriuscita di tali
solventi sembra essere l’ex bacino di smaltimento (10 m × 10 m);
tale fuoriuscita ha determinato una contaminazione da TCE in fase
disciolta fino a 180 mg/l nell’acquifero profondo Prima Falda (w
er
-
ban
et alii, 2007), mentre le concentrazioni nell’acquifero Superficia-
layer of the Aquitard at regional scale, there are both phreatic and
confined conditions for the Prima Falda. According to b
eretta
et
alii (2005) and b
ozzano
et alii (2007), a vertical discharge of ca.
40 m³/a has to be expected from Superficiale to Prima Falda. It is
still unknown whether the aquifers are also interconnected at local
scale or even directly within the area of interest.
During an operational time of at least 50 years, the facility of
Chimica Bianchi mainly produced chlorinated solvents, like PCE
and TCE (l
eccese
et alii, 2007). The most probable leakage point
seems to be a former disposal basin of 10 m × 10 m, leading to an
aqueous contamination of up to 180 mg/l TCE as dissolved phase
in the deeper aquifer Prima Falda (w
erban
et alii, 2007), whereas
Tab. 1 - Parametri idrogeologici riferiti al sito di
Rho, ottenuti da studi di letteratura (b
e
-
retta
et alii, 2005; b
ozzano
et alii, 2007;
l
eccese
et alii, 2007)
- Range of hydrogeological parameters at
the Rho site, provided by literature stud-
ies (B
erettA
et alii, 2005; B
ozzAno
et alii,
2007; L
eccese
et alii, 2007)
Fig. 1 - Area di interesse, sovrapposta alla foto-
grafia aerea (adattata da Google Earth,
2010), coordinate in Gauss-Boaga
- Area of interest, overlaid by aerial
picture (adapted from Google Earth,
2010), coordinates in Gauss-Boaga
background image
MULTIPHASE MODELING OF THE IMPACT OF GROUNDWATER PORE VELOCITIES
ON DNAPL MIGRATION IN THE MULTI-AQUIFER FORMATION OF RHO, ITALY
9
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 2 (2013)
© Sapienza Università Editrice
www.ijege.uniroma1.it
le avevano valori inferiori a 100 µg/l (l
eccese
et alii, 2007).
Non sono noti, tuttavia, né il tempo di sversamento di DNAPL, né
la probabile quantità sversata.
Nel 1982, l’hot spot dell’ex bacino di smaltimento è stato incapsulato
(l
eccese
et alii, 2007) e il sistema di contenimento è stato immorsato
nel presunto Acquitardo. Inoltre, a valle idrogeologica dell’hot spot, per
intercettare il pennacchio di contaminazione (plume), sono stati realizzati
un pozzo di emergenza e una barriera idraulica costituita da 19 pozzi. Il
pozzo di emergenza è stato ubicato a circa 50 m a valle idrogeologica
dell’ex bacino di smaltimento, mentre la barriera idraulica è stata realiz-
zata a circa 375 m a valle idrogeologica, cioè verso S-E. In base alle co-
noscenze degli Autori, la barriera idraulica non ha mai funzionato a pieno
regime, mentre il pozzo di emergenza ha operato in modo continuo.
Negli ultimi anni, sono state svolte numerose campagne di cam-
pionamento (l
eccese
et alii, 2007), le quali hanno indicato la presen-
za di un pool di DNAPL (zona sorgente a lungo termine), il quale
è probabilmente migrato verso l’acquifero sottostante Prima Falda
(b
ozzano
et alii, 2007).
DATI DI BASE
I dati di base per la modellazione multifase sono quelli raccolti da
vari enti (università, enti comunali e nazionali) attraverso oltre 250 fori
di sondaggio nella zona di Rho. Tali dati includono la classificazione
dei suoli, la caratterizzazione delle unità idrogeologiche Superficiale,
Acquitardo e Prima Falda e la quota della falda. Ciascuna delle uni-
tà idrogeologiche classificate presenta più classi di permeabilità (Tab.
1) ed agisce globalmente o come acquifero o come acquitardo, senza
essere omogenea al proprio interno. I carichi idraulici sono stati otte-
nuti attraverso campagne di monitoraggio dell’acqua di falda condotte
dal 1996 fino al 2006. Tali campagne hanno evidenziato un deflusso
nell’acquifero Superficiale generalmente da NNO a SSE con velocità
reali medie di 1-2 m/g (p
etranGeli
p
apini
& V
iotti
, 2011). In base alla
classificazione delle unità idrogeologiche, è stato sviluppato un modello
geologico-strutturale tridimensionale (3D) dell’area (Fig. 2) mediante il
programma GMS - Groundwater modeling software (a
qUaVeo
, 2012).
Le tre unità Superficiale, Acquitardo e Prima Falda immergono
da N a S approssimativamente dello 0,4%. Gli spessori medi sono di
circa 7-9 m per il Superficiale, 1-8 m per l’Acquitardo e circa 45 m per
l’acquifero profondo Prima Falda. Mentre il tetto dell’acquifero Su-
perficiale
(Fig. 2) ha una morfologia regolare, quello dell’Acquitardo
è caratterizzato da trincee e depressioni (Fig. 3). La prima trincea si
allunga da NE a SE attraverso l’ex area chimica. Una seconda trincea
con orientamento E-O si interconnette con la prima al di sotto dell’area
industriale, formando una depressione direttamente al di sotto dell’ex
bacino di smaltimento. La depressione è separata dalla prima trincea,
in direzione S-E, da una piccola cresta di 4 m di altezza. La metà set-
tentrionale dell’Acquitardo forma una sorta di altopiano, determina-
to dalla trincea E-O. La morfologia del tetto dell’acquifero profondo
Prima Falda segue in parte la topografia dell’Acquitardo, mostrandone
specularmente le principali trincee e depressioni.
concentrations are < 100 µg/l in the shallower aquifer Superficiale
(l
eccese
et alii, 2007).
However, both the timeframe and the probable amount of spilled
DNAPLs are unknown.
In 1982, the hotspot of the former disposal basin was encap-
sulated (l
eccese
et alii, 2007) and the containment system was
embedded in the assumed Aquitard. Additionally, one emergency
well and a well gallery with 19 wells were installed downstream of
the hotspot in order to capture the plume. The emergency well was
installed approximately 50 m downstream of the former disposal
basin and the well gallery ca. 375 m in a downstream direction,
i.e. to the South-East. As far as the Authors know, the well gallery
never operated at full capacity, while the emergency well operated
continuously.
Several sampling campaigns in recent years (l
eccese
et alii, 2007)
indicate the presence of a DNAPL pool acting as a long-term source
zone, which probably migrated to the underlying aquifer Prima Falda
(b
ozzano
et alii, 2007).
PRIMARY DATA
The primary data for the multiphase modeling is a borehole
dataset from different sources (universities, municipal and federal
government), including more than 250 boreholes in the Rho region.
The dataset contains soil classification, characterization of the hy-
draulic units Superficiale, Aquitard and Prima Falda and water table
elevation. Each classified hydraulic unit comprises several classes
of permeability (cf. Tab. 1), which act overall either as aquifer or
aquitard, but are not homogenous within. Hydraulic heads were ob-
tained via groundwater monitoring from 1996 until 2006, indicating
a general groundwater flow in Superficiale from NNW to SSE with
average groundwater pore velocities of 1-2 m/d (p
etranGeli
p
apini
& V
iotti
, 2011). Based on the classification of the hydraulic units, a
3D structural-geological model of the area (Fig. 2) was built via the
GMS - Groundwater modeling software (a
qUaVeo
, 2012).
The three units Superficiale, Aquitard and Prima Falda dip from
North to South by approx. 0.4%. Average thicknesses are ca. 7-9 m
for Superficiale, 1-8 m for Aquitard and ca. 45 m for the deeper aq-
uifer Prima Falda. While the top of Superficiale (Fig. 2) shows only
a minimal morphology, the top of the Aquitard is characterized by
trenches and depressions (Fig. 3). The first trench elongates from NW
to SE through the former industrial site. A second trench with E-W
orientation interconnects below the industrial site with the first one
and forms a depression directly below the former disposal basin. The
depression is separated from the first trench in a south-eastern direc-
tion by a small 4 m-high ridge. The northern half of the Aquitard
forms a slight plateau, caused by the East-West trench. The morphol-
ogy of the top of the deeper aquifer Prima Falda follows partly the
topography of the Aquitard, showing inversely the main features of
trenches and depressions.
background image
MODELLAZIONE MULTIFASE DELL’INFLUENZA DELLA VELOCITA’ REALE DELL’ACQUA DI FALDA
SULLA MIGRAZIONE DI DNAPL NELL’ACQUIFERO POROSO MULTIFALDA DI RHO, ITALIA
10
K. ERNING, A. DAHMKE & D. SCHÄFER
Fig. 3 - Vista prospettica dell’Acquitardo e della Prima Falda (falda superficiale non mostrata in figura), con esagerazione verticale pari a 25
- Perspective view of Aquitard and Prima Falda (Superficiale not shown), z-magnification 1:25
Fig. 2 - Vista prospettica del modello Modflow, con tutte le unità idrogeologiche, con esagerazione verticale pari a 25
- Perspective view of the Modflow model, all hydraulic units, z magnification 1:25
background image
MULTIPHASE MODELING OF THE IMPACT OF GROUNDWATER PORE VELOCITIES
ON DNAPL MIGRATION IN THE MULTI-AQUIFER FORMATION OF RHO, ITALY
11
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 2 (2013)
© Sapienza Università Editrice
www.ijege.uniroma1.it
GEOMETRIA DEL MODELLO MULTIFASE
È stata realizzata una sezione 2D, parallela alla direzione di flus-
so della falda, attraverso un modello idraulico 3D e le geometrie
e le proprietà dei rispettivi strati sono state trasformate per essere
caricate nel programma di modellazione multifase TMVOC. Prima
dell’inserimento dei dati, gli strati sono stati ricalcolati nel relativo
sistema geospaziale, imponendo l’inizio della sezione 2D in corri-
spondenza dei valori x = 0 e y = 0, il che ha portato definire una serie
di piani normalizzati rispetto all’asse x che conservano le quote ori-
ginarie delle unità idrogeologiche riconosciute nel sottosuolo (Fig.
4), espresse in metri sopra il livello medio del mare (m s.l.m.). Gli
strati sono stati caricati nel software e definiti da insiemi variabili
di parametri dei materiali (Tab. 2), creando una sezione 2D per la
modellazione multifase. La sezione 2D parte a 605 m a monte del
bacino di smaltimento ed ha una lunghezza totale di 1.400 m. L’al-
tezza massima è di 51 m.
La sezione 2D è stata discretizzata in 560 celle in direzione x
(lunghezza della cella = 2,5 m) e 1 cella in direzione y (lunghezza
della cella = 1 m). La discretizzazione in direzione z (profondità) non
ha una spaziatura uniforme, ma è stata definita come 5 righe per cia-
scuna unità idrogeologica; quindi, lo spessore delle celle è dell’ordine
di decimetri per l’Acquitardo e di parecchi decimetri e metri per gli
acquiferi Superficiale e Prima Falda.
La zona insatura non è stata inserita nel processo di modellazio-
ne in quanto: non era nota l’entità del ritardo nel trasporto del con-
taminante e della sua degradazione all’interno della zona; la model-
lazione dell’acquifero non confinato e della zona vadosa richiedeva
un tempo di elaborazione (runtime) maggiore di almeno 50 volte.
L’acquifero superiore Superficiale è stato quindi tagliato all’altezza
del livello di falda.
Il numero medio di celle va da un minimo di 5.600 ad un massimo
di 21.600, il che ha richiesto un runtime variabile fra alcune ore ed
alcuni giorni su un PC Intel Quad Core (3,00 GHz, 3,25 GB RAM).
GEOMETRY OF THE MULTIPHASE MODEL
A 2D cross section parallel to groundwater flow was cut through
the 3D hydraulic model and the geometries and properties of the
respective layers transformed for upload into the multiphase mod-
eling software TMVOC. Prior to data import, the layers were re-
calculated in their geospatial system, setting the beginning of the
2D cross section to the values x = 0 and y = 0, resulting in sets of
x normalized planes with the original heights of the morphology of
the subsoil hydraulic units (Fig. 4) in meters above mean sea level
(m amsl). The layers were uploaded into TMVOC and defined by
varying sets of material parameters (cf. Tab. 2), creating a 2D cross
section for multiphase modeling. The 2D cross section starts 605 m
upstream of the disposal basin and has an overall length of 1,400 m.
The maximum height is 51 m.
The 2D cross section was discretized into 560 cells in the x-
direction (cell length = 2.5 m) and 1 cell in the y-direction (cell
length = 1 m). The discretization in the z-direction (depth) has no
uniform spacing, but was defined as five rows per hydraulic unit.
Thus, the thickness of the cells varies between decimeters for the
Aquitard and several decimeters to meters for the aquifers Superfi-
ciale
and Prima Falda.
The unsaturated zone was not included in the modeling process
because: a) the extent of retardation and degradation processes within
the zone were unknown; and b) the modeling of the unconfined aqui-
fer and of the vadose zone was more runtime-consuming by a factor
of at least 50. The upper aquifer Superficiale was therefore cut off at
the water table elevation.
The average cell number ranged from a minimum of 5,600 to a
maximum of 21,600, requiring a runtime of hours to several days on
an Intel quad core PC (3.00 GHz, 3.25 GB RAM).
HYDRAULIC CONDITIONS AND MATERIAL PARAMETERS
Groundwater flows from left to right in all scenarios and is con-
trolled by fixed pressure conditions and water head elevations in the
boundary cells.
Fig. 4 - Sezione 2D convertita per la modellazione multifase
- 2D cross section converted for multiphase modeling
Tab. 2 - Parametri dei materiali per la modellazione degli scenari
- Material parameters of scenario modeling
background image
MODELLAZIONE MULTIFASE DELL’INFLUENZA DELLA VELOCITA’ REALE DELL’ACQUA DI FALDA
SULLA MIGRAZIONE DI DNAPL NELL’ACQUIFERO POROSO MULTIFALDA DI RHO, ITALIA
12
K. ERNING, A. DAHMKE & D. SCHÄFER
CONDIZIONI IDRAULICHE E PARAMETRI DEI MATERIALI
In tutti gli scenari, l’acqua sotterranea fluisce da sinistra a
destra ed è controllata da condizioni imposte di carico idrauli-
co e livello piezometrico nelle celle al contorno.
La preparazione degli scenari si è articolata in tre fasi con-
secutive:
1) per studiare l’influenza delle condizioni idrauliche, i para-
metri iniziali dei materiali per l’acquifero Superficiale sono
stati inizialmente posti pari alla mediana dei parametri di-
sponibili dei materiali con una velocità media di flusso di 1
m/g (Superficiale # 3, Tab. 2);
2) successivamente, la superficie di falda è stata posta pari ai
valori disponibili dei carichi idraulici del sito di riferimen-
to ed i parametri dei materiali dell’acquifero Superficiale
sono stati adattati in modo da ottenere, per un dato carico
idraulico, una velocità reale di 1 m/g (Superficiale # 4);
3) poi, per analizzare l’influenza dei parametri dei materiali,
la conducibilità idraulica dell’acquifero Superficiale è stata
variata di 4 ordini di grandezza (Superficiale # 1, # 2, # 5 e
# 6), adattando i valori della porosità e della permeabilità
intrinseca.
Per l’acquifero Superficiale, sono state effettuate prove
su 6 materiali variabili, in modo da rappresentare la gamma
dei materiali noti per l’acquifero e determinare le possibili
influenze delle caratteristiche macroscopiche e del sistema
idraulico individuato.
Le caratteristiche macroscopiche risultanti dai dati di son-
daggio per il cosiddetto Acquitardo mostrano molteplici classi
di conducibilità idraulica. Poiché non si conosceva in dettaglio
la distribuzione spaziale dei materiali costituenti l’Acquitardo,
sono stati considerati 5 materiali, variabili fra sabbia limosa
(Acquitardo # a) e argilla (Acquitardo # e) (Tab. 2).
Dato che il moto dei DNAPL è regolato dalla pressione
capillare (p
c
) e dalla permeabilità relativa (k
r
) in dipenden-
za dalla saturazione (S) dei rispettivi fluidi, ogni materiale
richiede una formulazione separata delle relazioni p
c
S e k
r
S. Formule ben documentate (f
alta
et alii, 1995; p
rUess
&
b
attistelli
, 2002; p
rUess
et alii, 2002) per le relazioni p
c
-S e
k
r
-S sono state scelte secondo quanto proposto da p
arKer
&
l
enhard
(1987) e s
tone
(1970) e adattate ai materiali scelti
secondo le indicazioni di f
alta
et alii (1995) e p
rUess
&
b
attistelli
(2002).
COMBINAZIONI DI SCENARI
Sono stati considerati in tutto 26 scenari (Tab. 3), in
modo da riflettere le principali caratteristiche del sito di Rho
e valutare il parametro più sensibile per il moto dei DNAPL
presso il sito in questione e siti analoghi.
Il materiale costituente gli Acquitardi a maggiore e mi-
nore permeabilità (Acquitardo # a e # e) è stato associato con
The scenarios were set up in three consecutive steps:
1) in order to investigate the influence of hydraulic conditions, the
initial material parameters for the upper aquifer Superficiale were
set to the median of the documented material parameters; the mean
groundwater flow velocity was set to 1 m/d (Superficiale # 3, Tab. 2);
2) then, the water table was fixed at the documented hydraulic heads
of the reference site and the material parameters of Superficiale
were adapted to obtain, with the given hydraulic head, a mean
groundwater pore velocity of 1 m/d (Superficiale # 4);
3) in order to investigate the influence of the material parameters,
the hydraulic conductivity of the Superficiale was then varied by
four orders of magnitude (Superficiale # 1, # 2, # 5 and # 6), by
adapting values of porosity and intrinsic permeability.
Overall, six varying materials were tested for the aquifer Super-
ficiale, in order to represent the range of documented materials for
the aquifer and to determine the possible influences of the geological
description as well as of the hydraulic pressure system.
The documented geological description of the borehole data-
set for the so-called Aquitard involves several classes of hydraulic
conductivity. Since the spatial distribution of the materials was not
known in detail for the Aquitard, five possible materials from silty
sand (Aquitard # a) to pure clay (Aquitard # e) were modeled (Tab. 2).
As the movement of DNAPLs is defined by capillary pressure
(p
c
) and relative permeability (k
r
), depending on saturation (S) of the
respective fluids, each material requires its own formulation of pc
S and kr S dependencies. Well-documented formulations (f
alta
et
Tab. 3 - Combinazione di parametri per la modellazione degli scenari
- Combination of parameters for scenario modeling
background image
MULTIPHASE MODELING OF THE IMPACT OF GROUNDWATER PORE VELOCITIES
ON DNAPL MIGRATION IN THE MULTI-AQUIFER FORMATION OF RHO, ITALY
13
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 2 (2013)
© Sapienza Università Editrice
www.ijege.uniroma1.it
tutti i materiali dell’acquifero Superficiale. Gli Acquitardi # b, # c
e # e sono stati associati soltanto con l’acquifero Superficiale # 5.
L’acquifero Superficiale # 5 è prevalentemente ghiaioso, con una
buona conducibilità idraulica e, in genere, una velocità reale media
di flusso di 0,62 m/g, tipica di molti acquiferi utilizzati per prelievi
idropotabili.
I parametri dei materiali per la Prima Falda # 7 sono stati man-
tenuti costanti, in quanto i principali aspetti di interesse erano le
possibili traiettorie di migrazione dall’acquifero Superficiale verso e
attraverso l’Acquitardo.
Negli scenari che hanno simulato un Acquitardo # e perfettamen-
te impermeabile, l’acquifero confinato profondo Prima Falda è stato
escluso al fine di ridurre il runtime, in quanto i DNAPL non avrebbero
potuto attraversare l’Acquitardo #e.
Inoltre, sono stati modellati 3 scenari comprendenti l’acquife-
ro Superficiale # 2, l’Acquitardo # e e la Prima Falda # 7 con una
velocità reale media di flusso v
w
= 1 m/g. Tali scenari prevedevano
una comunicazione idraulica fra i due acquiferi (Fig. 4). Perciò, il
comportamento dei DNAPL è stato analizzato dopo il loro passaggio
attraverso una comunicazione idraulica con l’acquifero profondo. La
discretizzazione dell’acquifero profondo Prima Falda è stata raffina-
ta per rimuovere gli effetti della discretizzazione stessa sulla distribu-
zione dei DNAPL.
INFILTRAZIONE DEI DNAPL
Non disponendo di informazioni sulla massa di contaminanti pre-
senti nel sito di Rho, si è assunta una quantità sversata di DNAPL di
50 t in un tempo di 50 anni, in base ai dati riportati nella letteratura
per analoghi siti tedeschi (G
randel
& d
ahmKe
, 2008).
L’infiltrazione di DNAPL è iniziata dopo aver ottenuto condizioni
stazionarie di flusso. Per motivi pratici (complessità del modello e run-
time), è stata simulata soltanto l’infiltrazione di TCE, sebbene nell’ex
area chimica Bianchi sia presente un mix di TCE e PCE. Il DNAPL è
stato infiltrato in corrispondenza del punto dell’ex bacino di smaltimen-
to in 11 celle di uguali dimensioni (27,5 m²) per un periodo di tempo di
50 anni, ottenendo una velocità di infiltrazione di 0,25 kg/g × cella. E’
stato considerato un ulteriore periodo di 25 anni senza altre immissioni
di DNAPL al fine di analizzare il comportamento del TCE dopo la de-
molizione degli edifici industriali negli anni ’80.
INTERPRETAZIONE DEI DATI
Per quantizzare l’influenza della circolazione sotterranea e dei
parametri dei materiali sulla posizione del DNAPL, è stato calcolato
il centro di massa (CoM) della fase di TCE per ciascun scenario. La
alii, 1995; p
rUess
& b
attistelli
, 2002; p
rUess
et alii, 2002) for the
p
c
-S and k
r
-S functions were chosen according to p
arKer
& l
enhard
(1987) and s
tone
(1970) and adapted to the selected materials ac-
cording to f
alta
et alii (1995) and p
rUess
& b
attistelli
(2002).
SCENARIO COMBINATIONS
Overall, twenty-six scenarios (Tab. 3) were modeled, in order to
mirror the range of the main features at the Rho site and to assess the
most sensitive parameter for the DNAPL movement at the Rho site
and similar sites.
The highest- and lowest-permeable Aquitard materials (Aquitards
# a and # e) were combined with all the materials of the Superficiale.
Aquitards # b, # c and # e were only combined with Superficiale #
5. Superficiale # 5 represents a typical gravelly aquifer with a good
hydraulic conductivity and a general mean groundwater pore velocity
of 0.62 m/d, typical of many aquifers used for drinking water supply.
The material parameters for Prima Falda # 7 were kept constant,
because the main points of interest were the possible pathways from
the Superficiale through the Aquitard.
In scenarios simulating a perfectly impermeable Aquitard # e, the
deeper confined aquifer Prima Falda was deactivated in order to save
runtime, since the DNAPL could pass Aquitard #e.
Additionally, three scenarios consisting of Superficiale # 2, Aqui-
tard # e, Prima Falda # 7 and a mean pore velocity v
w
= 1 m/d were
simulated, which included a hydraulic connection between the two aq-
uifers (cf. Fig. 4). The behavior of the DNAPL after passing through a
hydraulic connection to the deeper aquifer was thus investigated. The
discretization of the deeper aquifer Prima Falda was refined in order
to nullify the effects of discretization on DNAPL distribution.
DNAPL INFILTRATION
Since no information on the mass of contaminants was available
for the Rho site, the amount of spilled DNAPL was assumed to be
50 tons over a time period of 50 years, based on literature studies of
similar sites in Germany (G
randel
& d
ahmKe
, 2008).
DNAPL infiltration started after obtaining steady-state conditions
with regard to hydraulic pressure, i.e. a steady groundwater flow. For
practical reasons (i.e. model complexity and runtime), only TCE infil-
tration was modeled, although a mixture of TCE and PCE exists at the
former industrial site of Rho. The DNAPL was infiltrated at the posi-
tion of the former disposal basin in eleven equally-sized cells (area
of 27.5 m²) over a time period of 50 years, resulting in an infiltration
rate of 0.25 kg/d × cell. Additional 25 years without further DNAPL
leakage were modeled in order to observe the behavior of TCE after
the removal of industrial buildings above ground in the 1980s.
DATA INTERPRETATION
In order to quantify the influence of groundwater flow and mate-
rial parameters on the DNAPL position, the center of mass (CoM)
of the TCE phase was calculated for each scenario. The mass of
background image
MODELLAZIONE MULTIFASE DELL’INFLUENZA DELLA VELOCITA’ REALE DELL’ACQUA DI FALDA
SULLA MIGRAZIONE DI DNAPL NELL’ACQUIFERO POROSO MULTIFALDA DI RHO, ITALIA
14
K. ERNING, A. DAHMKE & D. SCHÄFER
massa di TCE
NAPL
(M
TCE
) per cella è stata calcolata utilizzando la den-
sità del TCE come NAPL (ρ
TCE
), la saturazione (S
TCE
), il volume per
cella (V
cell
) e la porosità rispettiva della cella φ:
La variabilità della posizione del centro di massa in direzione
laterale e verticale è espressa da diagrammi Box-Whisker (s
achs
&
h
edderich
, 2009), che mostrano i valori minimi, massimi, media-
ni, 25
o
quartile, 75
o
quartile e intervallo interquartile (IQR). Data
la skewness dei dati, sono stati applicati il test di Kruskal-Wallace
e il test U per l’analisi statistica dei fattori influenzanti (s
achs
&
h
edderich
, 2009).
Sintetizzando le varianze di posizione, quantità e volume di TCE
in fase libera, le variazioni risultano descritte esemplificativamente
alla fine del tempo di simulazione (t = 75 anni). Le simulazioni sono
state raggruppate in 3 categorie:
Vel1 = Scenari in assenza di flusso (v
w
= 0 m/g),
Vel2 = Scenari con flusso di velocità inferiore a 1 m/g (0-1 m/g), e
Vel3 = Scenari con flusso di velocità v
w
≥ 1 m/g.
L’analisi dei fattori più incisivi e dominanti su posizione, massa
e volume di DNAPL è stata svolta per tutti i 26 scenari, ivi compresi
i 3 che prevedevano un collegamento idraulico e una discretizza-
zione adattata in profondità (2e_1_gap1, 2e_1_gap2, 2e_1_gap3).
RISULTATI
DISTRIBUZIONE SPAZIALE DEL DNAPL
Le velocità della falda applicate influenzano notevolmente la po-
sizione del DNAPL TCE durante e dopo l’infiltrazione. I materiali
dell’Acquitardo controllano il passaggio verticale del DNAPL, essen-
do l’Acquitardo o completamente impermeabile o con una permeabi-
lità a lungo termine da bassa a discreta.
Il comportamento spazio-temporale del DNAPL simulato dopo 50
e 75 anni è illustrato esemplificativamente per 8 dei 26 scenari ipotiz-
zati (Fig. 5). La simulazione dopo 50 anni rappresenta le condizioni che
avrebbero potuto essere presenti quando sono state avviate le indagini
sul sito e la relativa bonifica negli anni ’80, mentre i risultati dopo 75
anni rappresentano le possibili localizzazioni attuali del DNAPL, sup-
ponendo che non vi sia alcun contenimento della zona sorgente.
Negli scenari scelti 2a_0, 2a_1, 2e_0, 2e_1, 4a_0, 4a_1, 4e_0 e
4e_1, sono rappresentati due materiali variabili degli acquiferi (Su-
perficiale
# 2 e Superficiale # 4) in associazione con due Acquitardi
(Acquitardo # a e Acquitardo # e) e due diverse velocità della falda
(v
w
= 0 m/g e v
w
= 1 m/g).
L’Acquitardo # a e l’Acquitardo # e prendono in considerazione il
valore massimo e minimo di permeabilità risultanti dalle indagini. Sia
il Superficiale # 2 sia il Superficiale # 4 sono tipici acquiferi sabbiosi,
mentre il Superficiale # 2 è meno permeabile. Essendo la velocità re-
ale di flusso v
w
= 1 m/g in entrambi gli scenari, il carico idraulico del
Superficiale # 2 è maggiore di quello del Superficiale # 4.
La Figura 5a illustra la distribuzione del DNAPL attraverso la sua
TCE
NAPL
(M
TCE
) per cell was calculated by using density of TCE as
NAPL (ρ
TCE
), saturation of TCE (S
TCE
), volume per cell (V
cell
) and the
respective porosity of the cell φ:
The varying influences on the position of the centre of mass in
the lateral and vertical directions are summarized by Box-Whisker
plots (s
achs
& h
edderich
, 2009), showing minimum and maxi-
mum, median, 25
th
quartile, 75
th
quartile and interquartile range
(IQR). Because of the skewness of the data, the Kruskal-Wallace
and U-Tests were applied for statistical analysis of the influencing
factors (s
achs
& h
edderich
, 2009).
Summarizing the variances in position, amount and volume of
TCE as free phase, the changes are exemplarily described for the end
of the simulation time (t = 75 a). The simulations were grouped into
three categories:
Vel1 = Scenarios without groundwater flow (v
w
= 0 m/d),
Vel2 = Scenarios with groundwater flow slower than 1 m/d (0-1 m/d) and
Vel3 = Scenarios with v
w
≥ 1 m/d.
The analysis of the most sensitive and dominating factors for
position, mass and volume of DNAPL was conducted for all 26 sce-
narios, including the three scenarios with a hydraulic connection and
adapted discretization in depth (2e_1_gap1, 2e_1_gap2, 2e_1_gap3).
RESULTS
SPATIAL DISTRIBUTION OF THE DNAPL
The applied groundwater flow velocities significantly influence
the position of the DNAPL TCE during and after infiltration. The ma-
terial definition of the Aquitard defines the vertical passage of the
DNAPL by either being completely impermeable or by exhibiting a
slight to good long-term permeability.
The spatio-temporal behavior of the simulated DNAPL after 50
years and 75 years is exemplarily shown for eight of the 26 simulated
scenarios (Fig. 5). The simulation after 50 years represents the con-
ditions which could have been encountered, when site investigation
and remediation started in the 1980s, while the results after 75 years
represent the possible current locations of the DNAPL, assuming no
containment of the source zone.
Two varying aquifer materials (Superficiale # 2 and Superficiale #
4) in combination with two Aquitards (Aquitard # a and Aquitard # e)
and two different groundwater flow velocities (v
w
= 0 m/d and v
w
= 1
m/d) are represented by the chosen scenarios 2a_0, 2a_1, 2e_0, 2e_1,
4a_0, 4a_1, 4e_0 and 4e_1.
Aquitard # a and Aquitard # e represent the least and most per-
meable materials investigated as Aquitard materials. Both aquifers
Superficiale # 2 and Superficiale # 4 represent typical sandy aquifers,
with Superficiale # 2 being the less permeable aquifer. Since ground-
water pore velocity is set to v
w
= 1 m/d in both scenarios, the hydrau-
lic pressure in Superficiale # 2 is higher than in Superficiale # 4.
Figure 5a illustrates the distribution of the DNAPL by its satura-
M
TCE
= S
TCE
× ρ
TCE
× φ × V
cell
(1)
background image
MULTIPHASE MODELING OF THE IMPACT OF GROUNDWATER PORE VELOCITIES
ON DNAPL MIGRATION IN THE MULTI-AQUIFER FORMATION OF RHO, ITALY
15
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 2 (2013)
© Sapienza Università Editrice
www.ijege.uniroma1.it
Fig. 5 - Distribuzione spaziale e saturazione del DNAPL con diverse composizioni dei materiali e velocità della falda per 8 scenari differenti (2a_0, 2e_0, 2a_1, 2e_1,
4a_0, 4e_0, 4a_1 e 4e_1) dopo 50 e 75 anni: a) t = 50 anni e v
w
= 0 m/g; b) t = 50 anni e v
w
= 1 m/g; c) t = 75 anni e v
w
= 1 m/g; e d) t = 75 anni e v
w
= 1 m/g
- Spatial distribution and saturation of DNAPL with varying material compositions and groundwater flow velocities for eight varying scenarios (2a_0, 2e_0,
2a_1, 2e_1, 4a_0, 4e_0, 4a_1and 4e_1) after 50 years and 75 years: a) at t = 50 a & v
w
= 0 m/d; b) at t = 50 a & v
w
= 1 m/d; c) at t = 75 a & v
w
= 1 m/d;
and d) at t = 75 a & v
w
= 1 m/d
background image
MODELLAZIONE MULTIFASE DELL’INFLUENZA DELLA VELOCITA’ REALE DELL’ACQUA DI FALDA
SULLA MIGRAZIONE DI DNAPL NELL’ACQUIFERO POROSO MULTIFALDA DI RHO, ITALIA
16
K. ERNING, A. DAHMKE & D. SCHÄFER
tion in scenarios without groundwater flow at t = 50 a. In scenario
4a_0
, the DNAPL perpendicularly infiltrates the aquifer, fills up the
depression and forms a primary pool on top of the Aquitard, while
penetrating it and continuing infiltration of the deeper aquifer. It oc-
cupies a volume of 32.9 m³ with a total mass of 48.5 t. In the fol-
lowing 25 a (Figure 5c), it continues its gravity- driven downward
movement and reaches a depth of 125 m amsl, thus traveling approxi-
mately 21 m in depth, through both aquifers, which are separated by
an Aquitard with reduced permeability. Its overall volume at t = 75 a
is reduced to 32.6 m³ with a mass of TCE in aqueous phase of 48.2
t, exhibiting only a very slight dissolution in stagnant groundwater.
When TCE encounters the impermeable Aquitard in scenario
4e_0, it pools completely within the depression of the Aquitard at t =
50 a. It occupies a volume of 33.7 m³ with a total mass of 49.8 t. Since
it occupies a smaller volume than in scenario 4a_0, the saturation of
the available pore space is enhanced, improving the relative perme-
ability of the porous medium to TCE and improving its mobility. In
the 25 years elapsing since the removal of the spill zone, the DNAPL
distributes evenly within the depression of the Aquitard and flows
over the ridge to the right of the infiltration area (Fig. 5c). It continues
its movement in the upper aquifer and reaches the position x = 900
m as free phase. This movement is only influenced by the subsurface
topography of the Aquitard, since there is no groundwater flow in
scenario 4e_0. Its final volume at t = 75 a is still 33.7 m³ with a mass
of 49.8 t. Within twenty-five years, it lost only 54 kg or 0.1 % of its
mass due to dissolution processes.
In scenarios 4a_1 and 4e_1, groundwater flow velocity is in-
creased to v
w
= 1 m/d and the position of the DNAPL is significantly
influenced by streaming water (Fig. 5b, d). Due to the vector of
hydraulic pressure, TCE no longer infiltrates the subsoil perpen-
dicularly, but with a downstream-inclined percolation path. It pools
not symmetrically in the depression but towards the downstream
area, being pushed over the ridge of the depression and continuing
its downstream distribution in the upper aquifer. TCE penetrates the
Aquitard and infiltrates the second aquifer in scenario 4a_1 (Fig.
5b) with a lesser amount of TCE than in the stagnant scenario 4a_0.
Its total mass of 34.4 t is distributed over a volume of 23.2 m³, with
29% less mass than in scenario 4a_0, showing enhanced dissolu-
tion due to streaming water. Twenty-five years later at t = 75 a, it
has formed a secondary pool in the upper aquifer Superficiale ap-
proximately at the position x = 1,050 - 1,180 m. Additionally, it is
stored in nearly all compartments of the Aquitard between x = 590
m and x = 1,180 m, but it only occupies the upper two meters of the
underlying aquifer Prima Falda.
In scenario 4e_1, the DNAPL moves over the ridge of the depres-
sion during the fifty years of infiltration and spreads out as a continu-
ous pool from x = 585 m to x = 1084 m. At the end of the simulated
time (t = 75 a), the TCE free phase pool is present from x = 588 m to
x = 1331 m with a total mass of 33.3 t and a volume of 22.5 m³.
The DNAPL distribution pattern is significantly impacted by
saturazione negli scenari senza circolazione sotterranea con t = 50 anni.
Nello scenario 4a_0, il DNAPL si infiltra perpendicolarmente nell’ac-
quifero, riempiendo la depressione e formando un pool primario al tetto
dell’Acquitardo, mentre continua a penetrare nello stesso e ad infiltrarsi
nell’acquifero profondo. Il DNAPL occupa un volume di 32,9 m³ con una
massa totale di 48,5 t. Nei successivi 25 anni (Fig. 5c), il DNAPL conti-
nua la propria discesa per gravità, raggiungendo una quota di 125 m slm,
percorrendo quindi circa 21 m in entrambi gli acquiferi, che sono separati
da un Acquitardo a permeabilità ridotta. Il suo volume totale al tempo t =
75 anni si riduce a 32,6 m³ con una massa di TCE in fase acquosa di 48,2
t, dimostrando una debolissima dissoluzione nell’acqua stagnante.
Quando il TCE arriva all’Acquitardo impermeabile dello scenario
4e_0, esso si deposita completamente nella sua depressione al tempo
t = 50 anni, occupando un volume di 33,7 m³ con una massa totale di
49,8 t. Dato che il volume occupato dal TCE è inferiore rispetto a quello
dello scenario 4a_0, la saturazione dei vuoti disponibili è incrementa-
ta, con un miglioramento della permeabilità relativa del mezzo poroso
nei confronti del TCE e della sua mobilità. Nei 25 anni successivi alla
rimozione della zona di sversamento, il DNAPL si distribuisce unifor-
memente all’interno della depressione dell’Acquitardo e, oltrepassan-
done la cresta, avanza verso la parte destra della zona di infiltrazione
(Fig. 5c). Esso continua il suo movimento nell’acquifero superiore e
raggiunge la posizione x = 900 m in fase libera. Questo movimento
è influenzato soltanto dalla topografia del sottosuolo dell’Acquitardo,
poiché non vi è circolazione sotterranea nello scenario 4e_0. Il suo vo-
lume finale al tempo t = 75 anni è ancora di 33,7 m³ con una massa di
49,8 t. Nel giro di 25 anni, esso ha perso soltanto 54 kg, ovvero lo 0,1
% della sua massa a causa di processi di dissoluzione.
Negli scenari 4a_1 e 4e_1, la velocità della falda aumenta a v
w
= 1
m/g e la posizione del DNAPL è notevolmente condizionata dall’ac-
qua in movimento (Fig. 5b, d). Dato il vettore del carico idraulico, il
TCE non si infiltra più perpendicolarmente nel sottosuolo, ma segue
un percorso di percolazione inclinato nella direzione di flusso. Esso
non si deposita simmetricamente nella depressione, ma verso la di-
rezione di flusso della falda, superando la cresta della depressione
e continuando la sua distribuzione a valle nell’acquifero superiore.
Nello scenario 4a_1 (Fig. 5b), il TCE penetra nell’Acquitardo e si
infiltra nel secondo acquifero con un minore quantitativo che nello
scenario stagnante 4a_0. La sua massa totale di 34,4 t si distribuisce
su un volume di 23,2 m³, cioè una massa inferiore del 29 % a quella
dello scenario 4a_0, dimostrando quindi una maggiore dissoluzione
dovuta all’acqua in movimento. Venticinque anni dopo, al tempo t =
75 anni, esso ha formato un pool secondario nell’acquifero superiore
Superficiale approssimativamente alla posizione x = 1050 - 1180 m.
Inoltre, esso risulta immagazzinato quasi completamente nella porzio-
ne dell’Acquitardo compresa fra x = 590 m e x = 1.180 m, ma occupa
soltanto i due metri superiori dell’acquifero sottostante Prima Falda.
Nello scenario 4e_1, il DNAPL scavalca la cresta della depres-
sione durante i 50 anni di infiltrazione e si propaga come un pool
continuo da x = 585 m a x = 1.084 m. Al termine del tempo di simula-
background image
MULTIPHASE MODELING OF THE IMPACT OF GROUNDWATER PORE VELOCITIES
ON DNAPL MIGRATION IN THE MULTI-AQUIFER FORMATION OF RHO, ITALY
17
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 2 (2013)
© Sapienza Università Editrice
www.ijege.uniroma1.it
a change of material for the upper aquifer. In scenario 2a_0 (less
permeable aquifer Superficiale), a slightly smaller volume of sub-
soil is occupied by the DNAPL after 50 years of infiltration (Fig.
5a). It occupies a volume of 31.3 m³ with a total of 46.2 t of TCE.
It penetrates the aquifer and the Aquitard slower than in scenario
4a_0 and infiltrates the second aquifer to a depth of 132 m amsl. At
t = 75 a (Fig. 5c), it spreads over a volume of 32.6 m³ with 48.2 t
of TCE in aqueous phase, distributed between x = 564 m and x =
776 m, already starting to pass the highest point of the ridge. In the
second aquifer Prima Falda, it is present down to a depth of 125 m
amsl as free phase.
Encountering the impermeable Aquitard in scenario 2e_0 (Fig.
5a), the DNAPL pools on top of the Aquitard as in scenarios 4e_0,
covering a volume of 33.7 m³ with a mass of 49.7 t, producing a
reduced saturation of the subsoil. After the removal of the spill zone,
the DNAPL is redistributed in the subsoil due to gravity. At t = 75 a,
it transgresses the ridge of the depression and continues its downhill
movement to the right of the model domain (Fig. 5c). It covers a
length of 305 m on top of the Aquitard, passing from x = 561 m to x
= 866 m with 49.6 t of TCE in aqueous phase in a volume of 33.6 m³.
Enhancing the pore velocity in the upper aquifer to 1 m/d (sce-
narios 2a_1 and 2e_1), similar trends as in scenarios 4a_1 and 4e_1
can be observed. In scenario 2a_1 (Fig. 5b), the DNAPL infiltrates
the upper aquifer Superficiale # 2 inclined to the downstream direc-
tion and does not pool in the depression of the Aquitard, but is pushed
downstream over the ridge by groundwater. It does not infiltrate Aqui-
tard
# a in the surroundings of the spill area, but starts infiltrating at
x = 987 m, i.e. 382 m downstream of the industrial site. Its mass of
34.9 t occupies a volume of 23.6 m³. In the first 25 years after source
removal, the DNAPL moved out of the area of the original contami-
nation zone (Fig. 5d), forming a long-term source zone on top, within
and below the Aquitard at x = 955 - 1400 m (minimum). Since the
DNAPL reached the end of the model domain at t = 70 a, this can only
be regarded as a minimum length of the DNAPL pool.
Comparing scenario 2e_1 to scenario 4e_1, a faster movement
of the DNAPL is predominantly visible (Fig. 5b). After 50 years
of infiltration, it is evenly distributed with a maximum saturation
of S
DNAPL
= 0.125 over a length of 672 m, reaching x = 626 m -
1,298 m on top of the impermeable Aquitard, without any signifi-
cant pooling effects in the depression below the infiltration area.
After the removal of the spill zone, the DNAPL is dissolved below
the infiltration area and it stretches as a thin pool (Fig. 5d) with a
maximum saturation of S
DNAPL
= 0.08 from x = 716 m to the end of
the model domain. It covers a volume of 13.1 m³ with a total mass
of TCE in aqueous phase of 19.5 t.
zione (t = 75 anni), il pool di TCE in fase libera è presente fra x = 588
m e x = 1331 m con una massa totale di 3,3 t e un volume di 22,5 m³.
L’andamento della distribuzione del DNAPL è notevolmente con-
dizionato dal cambiamento dei materiali dell’acquifero superiore. Nello
scenario 2a_0 (acquifero Superficiale meno permeabile), il DNAPL,
dopo 50 anni di infiltrazione (Fig. 5a), occupa un volume di sottosuolo
lievemente inferiore: 31,3 m³ con un totale di 46,22 t. Il TCE penetra
nell’acquifero e nell’Acquitardo più lentamente rispetto allo scenario
4a_0, infiltrandosi nel secondo acquifero fino ad una quota di 132 m slm.
Al tempo t = 75 anni (Fig. 5c), esso si espande in un volume di 32,6 m³
con 48,2 t di TCE in fase acquosa, distribuito fra x = 564 m e x = 776 m
e già inizia a superare la cresta della depressione. Nel secondo acquifero
Prima Falda, è presente in fase libera fino ad una quota di 125 m slm.
Nello scenario 2e_0 (Fig. 5a), nell’entrare in contatto con l’Acqui-
tardo impermeabile, il DNAPL si accumula in un pool al tetto dell’Ac-
quitardo
(come nello scenario 4e_0), occupando un volume di 33,7
m³ con una massa di 49,7 t, producendo una saturazione ridotta del
materiale. Dopo la rimozione della zona di sversamento, il DNAPL
si ridistribuisce nel sottosuolo per gravità. Al tempo t = 75 anni, esso
oltrepassa la cresta della depressione e continua il suo movimento a
valle verso la parte destra del modello (Fig. 5c). Al tetto dell’Acquitar-
do
, il DNAPL si estende per 305 m, passando da x = 561 m a x = 866
m con 49,6 t di TCE in fase acquosa in un volume di 33,6 m³.
Incrementando la velocità reale nell’acquifero superiore a 1 m/g
(scenari 2a_1 e 2e_1), si osservano andamenti analoghi a quelli degli
scenari 4a_1 e 4e_1. Nello scenario 2a_1 (Fig. 5b), il DNAPL si infiltra
nell’acquifero superiore Superficiale # 2 con un’inclinazione verso valle
idrogeologica e non si raccoglie nella depressione dell’Acquitardo, ma
viene spinto a valle dal flusso dell’acqua oltre la cresta della depres-
sione. Il DNAPL non si infiltra nell’Acquitardo # a intorno all’area di
sversamento, ma comincia ad infiltrarsi a x = 987 m, cioè a 382 m a valle
dell’area industriale; la sua massa di 34,9 t occupa un volume di 23,6 m³.
Nei primi 25 anni dalla rimozione della sorgente, il DNAPL si è spostato
dall’area originaria di contaminazione (Fig. 5d) formando una zona sor-
gente a lungo termine al tetto, all’interno e al di sotto dell’Acquitardo tra
x = 955 e almeno 1.400 m. Poiché il DNAPL ha raggiunto il limite del
modello al tempo t = 70 anni, tale valore può essere considerato soltanto
come la lunghezza minima del pool di DNAPL.
Se si raffronta lo scenario 2e_1 con lo scenario 4e_1, si osser-
va prevalentemente un movimento più rapido del DNAPL (Fig. 5b).
Dopo 50 anni di infiltrazione, il DNAPL risulta distribuito uniforme-
mente con una saturazione massima di S
DNAPL
= 0,125 su una lunghez-
za di 672 m, raggiungendo x = 626 m 1298 m al tetto dell’Acquitardo
impermeabile, senza alcun effetto significativo di stagnazione nella
depressione posta al di sotto dell’area di infiltrazione. Dopo la rimo-
zione dell’area di sversamento, il DNAPL risulta disciolto al di sotto
dell’area di infiltrazione e si estende come un sottile pool (Fig. 5d)
con una saturazione massima di S
DNAPL
= 0,08 da x = 716 m al limite
del modello. Esso occupa un volume di 13,1 m³ con una massa totale
di TCE in fase acquosa di 19,5 t.
background image
MODELLAZIONE MULTIFASE DELL’INFLUENZA DELLA VELOCITA’ REALE DELL’ACQUA DI FALDA
SULLA MIGRAZIONE DI DNAPL NELL’ACQUIFERO POROSO MULTIFALDA DI RHO, ITALIA
18
K. ERNING, A. DAHMKE & D. SCHÄFER
POSITION OF DNAPL AND CENTER OF MASS
The 26 scenarios exhibit a huge variety in the position of
TCE
NAPL
, depending on the combinations of material parameters
and applied groundwater pore velocities. Figure 6 depicts the distri-
bution of mobile DNAPL of all simulated scenarios after 75 years
of simulation time.
In 20 scenarios, TCE has passed the ridge at the downstream side
of the depression after 75 years. Only in six scenarios, the DNAPL ac-
cumulates in the depression. These six scenarios are characterized by
aquifer materials ranging from medium-grained gravel with coarse-
grained sand to medium-grained gravel, and v
w
= 0 to 0.01 m/d.
If groundwater pore velocity exceeds 0.07 m/d, the DNAPL
passes the ridge of the downstream side of the depression independ-
ently of the hydraulic conductivity of the aquifer material. Even
in less permeable material, the DNAPL is transported out of the
depression by streaming groundwater, i.e. if the hydrodynamic pres-
sure is sufficient.
The vertical travel distance of TCE is controlled by the perme-
ability of the applied Aquitard material. TCE infiltrates all Aquitards,
except Aquitard # e (pure clay). In scenarios with Aquitards # a, #
b and # c, TCE percolates into the uppermost meters of the second
aquifer Prima Falda. However, infiltration into Aquitard #d occurs
only in the uppermost centimeters of the Aquitard layer, where the
DNAPL is stored as a long-term source zone.
The three scenarios with hydraulic connection between the up-
per and the lower aquifer (identified by the black box in Fig. 6) in-
dicate that prognoses of infiltration depths into the deeper aquifer
strongly depend on the discretization of the aquifer. All three sce-
narios have the same materials and groundwater flow velocities,
but with refined discretization of the second aquifer. In scenario
2e_1_gap1, discretization in depth of the deeper aquifer Prima
Falda
is ca. 7.8 m per row (5 rows). TCE is present as free phase
in the gap and in the uppermost meters of Prima Falda. Refined
discretization in scenario 2e_1_gap2 to 2.4 m cell height (16 rows)
results in a percolation depth of ca. 20 m into the second aquifer.
Further refinement to a vertical discretization of 50 rows (each
with a height of 0.75 m) of the deeper aquifer Prima Falda results
in no percolation into the deeper aquifer at all, but the DNAPL
remains within the gap between the aquifers and is only dissolved
into the deeper aquifer Prima Falda, leading to an extended con-
tamination plume (not shown). As the main point of interest of
this study was the distribution within the upper aquifer and the
potential passage into the deeper aquifer, but not the distribution
pattern within the deeper aquifer, we did not investigate questions
of discretization further.
By analyzing the distribution of the center of mass of mobile
DNAPL in all 26 scenarios, general trends can be recognized:
- the variance in the position of the centre of mass (Fig. 7) shows
large interquartile ranges (IQR) regarding the lateral position and
slighter variances regarding the position in depth;
POSIZIONE DEL DNAPL E CENTRO DI MASSA
I 26 scenari mostrano grande variabilità nella posizione del
TCE
NAPL
a seconda delle combinazioni di parametri dei materiali e
velocità reali di flusso adottati. La Figura 6 mostra la distribuzione
del DNAPL mobile, in tutti gli scenari modellati, dopo 75 anni di
simulazione.
In 20 scenari, il TCE oltrepassa la cresta a valle idrogeologica
della depressione dopo 75 anni. Soltanto in 6 scenari, il DNAPL si
accumula nella depressione. In questi 6 scenari, i materiali dell’acqui-
fero variano fra ghiaie a granulometria media con sabbia grossolana e
ghiaie a granulometria media e la v
w
è di 0-0,01 m/g.
Se la velocità reale di flusso supera v
w
> 0,07 m/g, il DNAPL
scavalca la cresta del lato a valle idrogeologica della depressione,
a prescindere dalla conducibilità idraulica del materiale costituente
l’acquifero. Anche in materiali meno permeabili, il DNAPL è traspor-
tato fuori dalla depressione dall’acqua in movimento, cioè se il carico
idrodinamico è sufficiente.
La distanza verticale percorsa dal TCE è controllata dalla per-
meabilità del materiale scelto per l’Acquitardo. Il TCE si infiltra in
tutti gli Acquitardi, salvo nell’Acquitardo # e (argilla). Negli scenari
con gli Acquitardi # a, # b e # c, il TCE percola nei primissimi metri
superiori del secondo acquifero Prima Falda. Tuttavia, l’infiltrazione
nell’Acquitardo #d si verifica soltanto nei primissimi centimetri supe-
riori dello strato dell’Acquitardo, dove il DNAPL è immagazzinato
come zona sorgente a lungo termine.
I 3 scenari con un collegamento idraulico fra l’acquifero supe-
riore e quello inferiore (individuati dal quadrato nero della Fig. 6)
mostrano che le previsioni delle profondità di infiltrazione nell’ac-
quifero profondo sono fortemente dipendenti dalla discretizzazione
dell’acquifero stesso: in tutti e 3 gli scenari, i materiali e le velocità
della falda sono identici, ma con un raffinamento della discretiz-
zazione del secondo acquifero. Nello scenario 2e_1_gap1, la di-
scretizzazione in profondità dell’acquifero profondo Prima Falda
è di circa 7,8 m per riga (5 righe). Il TCE è presente in fase libera
nell’interruzione dell’acquitardo e nei primi metri superiori della
Prima Falda. Il raffinamento della discretizzazione nello scenario
2e_1_gap2 fino ad un’altezza della cella di 2,4 m (16 righe) determi-
na una profondità di percolazione nel secondo acquifero di circa 20
m. Un ulteriore raffinamento fino ad arrivare ad una discretizzazio-
ne verticale di 50 righe (ciascuna di un’altezza di 0,75 m) dell’ac-
quifero profondo Prima Falda non determina percolazione nell’ac-
quifero profondo, ma il DNAPL rimane nella zona di connessione
tra gli acquiferi ed è solo disciolto nell’acquifero profondo Prima
Falda
, dando luogo ad un esteso plume (non mostrato in figura).
Poiché il principale aspetto di interesse dello studio era la distribu-
zione all’interno dell’acquifero superiore e il potenziale passaggio
nell’acquifero profondo, ma non l’andamento della distribuzione in
quest’ultimo, non sono stati ulteriormente approfonditi gli aspetti di
discretizzazione.
Analizzando la distribuzione del centro di massa del DNAPL mo-
background image
MULTIPHASE MODELING OF THE IMPACT OF GROUNDWATER PORE VELOCITIES
ON DNAPL MIGRATION IN THE MULTI-AQUIFER FORMATION OF RHO, ITALY
19
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 2 (2013)
© Sapienza Università Editrice
www.ijege.uniroma1.it
- the IQR for the lateral position is equal to 622 - 679 m for the
no-flow scenarios (Vel1, v
w
= 0 m/d) with the median at 623 m, to
636 - 791 m for Vel2 (v
w
= 0-1 m/d) with the median at 682 m and
to 800 - 1,128 m for Vel3 (v
w
≥ 1 m/d) with the median at 913 m;
- the highest groundwater pore velocity applied (5.72 m/d) causes
a complete dissolution of the DNAPL at t = 54 a (6e_5.72) and t
= 63 a (6a_5.72), respectively, and the plume of dissolved TCE
leaves the model domain completely;
- the remaining seven scenarios of the category with v
w
≥ 1 m/d
bile in tutti e 26 gli scenari ipotizzati, è possibile riconoscere alcuni
andamenti generali:
- la varianza nella posizione del centro di massa (Fig. 7) mostra
ampi IQR per la posizione laterale e varianze più lievi per quella
in profondità;
- l’IQR per la posizione laterale è di 622 - 679 m per gli scenari in
assenza di flusso (Vel1, v
w
= 0 m/g) con una mediana a 623 m,
636 - 791 m per Vel2 (0 m/g < v
w
< 1 m/g) con una mediana a 682
m, e 800 1128 m per Vel3 (v
w
≥ 1 m/g) con una mediana a 913 m;
- la più alta velocità reale di flusso applicata (5,72 m/g) causa una
dissoluzione completa del DNAPL rispettivamente al tempo t =
54 anni (6e_5.72) e al tempo t = 63 anni (6a_5.72) ed il plume di
TCE disciolto lascia completamente il dominio del modello;
- tutti i rimanenti 7 scenari della categoria con v
w
≥ 1 m/g (Vel3)
hanno una velocità reale di flusso di 1 m/g, dovuta al procedimen-
to di calcolo;
- la posizione verticale del centro di massa varia tra 139 e142 m s.l.m.
MASSA DEL DNAPL
Negli scenari senza circolazione sotterranea (Vel1), la quantità di
TCE in fase acquosa varia fra 30,6 t (5e_0) e 49,8 t (4e_0) nel domi-
nio del modello alla fine del tempo di simulazione (t = 75 anni), a se-
conda dei materiali costituenti le unità idrogeologiche. L’IQR oscilla
fra 46,6 e 49,7 t, con una mediana a 49,4 t (Fig. 8).
Se si aumenta la velocità di flusso tra 0 e 1 m/g (Vel2), la
massa totale del TCE in fase acquosa nel dominio del modello
varia fra 32,4 e 50,0 t. L’IQR è compreso fra 32,6 e 45,0 t con una
mediana a 36,0 t.
Con velocità della falda di 1 m/g o superiori (max v
w
= 5,72
Fig. 6 - Distribuzione spaziale del TCE
NAPL
mobile (S
TCE
>0.05) rappresentato con isolinee e centro di massa con punti per tutti gli scenari simulati (con esagerazione
verticale pari a 25)
- Spatial distribution of mobile TCE
NAPL
(S
TCE
> 0.05) as isolines and Center of Mass as dots for all the simulated scenarios (z-magnification 1:25)
Fig. 7 - Varianza della posizione del centro di massa al tempo t = 75 anni per
differenti velocità della falda: v
w
< 0m/g (Vel1), 0-1 m/g (Vel2) e v
w
≥ 1 m/g (Vel3)
- Variance in the position of the centre of mass at t = 75 a for v
w
< 0
m/d (Vel1), v
w
= 0-1 m/d (Vel2) and v
w
≥ 1 m/d (Vel3)
background image
MODELLAZIONE MULTIFASE DELL’INFLUENZA DELLA VELOCITA’ REALE DELL’ACQUA DI FALDA
SULLA MIGRAZIONE DI DNAPL NELL’ACQUIFERO POROSO MULTIFALDA DI RHO, ITALIA
20
K. ERNING, A. DAHMKE & D. SCHÄFER
(Vel3) all have a groundwater pore velocity of 1 m/d, due to the
initialization of the systems;
- the centre of mass of the vertical position varies from 139 to 142
m a.s.l.
MASS OF THE DNAPL
In scenarios without groundwater flow (Vel1), the amount of TCE
in aqueous phase varies between 30.6 t (5e_0) and 49.8 t (4e_0) in the
model domain at the end of the simulation time (t = 75 a), depending
on the materials of the hydraulic units. The interquartile range (IQR)
spans from 46.6 t to 49.7 t, with the median at 49.4 t (Fig. 8).
Enhancing the groundwater flow to 0-1 m/d (Vel2), the total mass
of TCE in aqueous phase in the model domain ranges between 32.4 t
and 50.0 t. The IQR is of 32.6 to 45.0 t with the median at 36.0 t, the
TCE phase being present.
At groundwater flow velocities of 1 m/d or higher (max v
w
= 5.72
m/d), the mass of TCE in aqueous phase drops to values of between
0.0 t (scenarios 6a_5.72 and 6b_5.72) and 33.3 t with respect to the
original infiltrated amount of 50.0 t. IQR is between 5.1 t and 29.4 t
with the median at 19.5 t.
VOLUME OF THE DNAPL
In close relation to the mass of the TCE phase, the volume of the
TCE phase (Fig. 9) shows the same trends.
Under stagnant conditions without groundwater flow (Vel1), the
volume of the TCE phase ranges from 20.7 m³ to 33.7 m³ with the me-
dian at 33.4 m³. IQR is between 31.5 m³ and 33.6 m³ with the median
m/g), la massa del TCE in fase acquosa scende a valori compresi
fra 0,0 t (scenari 6a_5.72 e 6b_5.72) e 33,3 t rispetto alla quantità
originaria infiltrata di 50,0 t. L’IQR va da 5,1 a 29,4 t con una me-
diana a 19,5 t.
VOLUME DEL DNAPL
In stretto collegamento con la massa di TCE, il volume di TCE
(Fig. 9) mostra gli stessi trend.
In condizioni di assenza di flusso (Vel1), il volume di TCE oscil-
la fra 20,7 m³ e 33,7 m³ con una mediana a 33,4 m³. L’IQR è compre-
so tra 31,5 m³ e 33,6 m³ con una mediana a 33,4 m³. La seconda ca-
tegoria con velocità della falda comprese tra 0 e 1 m/g (Vel2) mostra
valori minimi e massimi rispettivamente di 21,9 m³ e 32,5 m³. L’IQR
va da 22,1 m³ a 30,4 m³ con una mediana a 24,6 m³. Nella terza ca-
tegoria (Vel3, v
w
≥ 1 m/g), il volume minimo di NAPL è di 0,0 m³,
in quanto predomina il processo di dissoluzione per v
w
= 5,72 m/g.
Il volume massimo presente di DNAPL è di 22,5 m³, notevolmente
inferiore rispetto a quello della categoria Vel1 o Vel2. La mediana è
a 13,1 m³ con un IQR di 3,5 m³ - 19,9 m³.
DISCUSSIONE
DISTRIBUZIONE SPAZIALE E POSIZIONE DEL CENTRO DI MASSA
Nella sezione 2D dell’ex area chimica Bianchi, in Italia, la ve-
locità reale dell’acqua di falda determina un notevole spostamento a
valle del DNAPL TCE e influenza la massa ed il volume del DNAPL
mobile, intensificando i processi di dissoluzione.
Il test statistico di Kruskal-Wallis indica una chiara significati-
Fig. 8 - Rappresentazione in boxplot dell’effetto della velocità della falda
sulla massa di TCE al tempo t = 25, 50 e 75 anni per v
w
< 0 m/g
(Vel1), 0-1 m/g (Vel2) e v
w
≥ 1 m/d (Vel3)
- Boxplots of effects of groundwater flow velocity on the mass of TCE
at time steps of 25 a, 50 a and 75 a for v
w
< 0 m/d (Vel1), v
w
= 0-1
m/d (Vel2) and v
w
≥ 1 m/d (Vel3)
Fig. 9 - Rappresentazione in boxplot dell’effetto della velocità della falda
sul volume di TCE al tempo t = 25, 50 e 75 anni per v
w
< 0 m/g
(Vel1), 0-1 m/g (Vel2) e v
w
≥ 1 m/d (Vel3)
- Boxplots of effects of groundwater flow velocity on the TCE volume
at time steps of 25 a, 50 a and 75 a for vw < 0 m/d (Vel1), v
w
= 0-1
m/d (Vel2) and v
w
≥ 1 m/d (Vel3)
background image
MULTIPHASE MODELING OF THE IMPACT OF GROUNDWATER PORE VELOCITIES
ON DNAPL MIGRATION IN THE MULTI-AQUIFER FORMATION OF RHO, ITALY
21
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 2 (2013)
© Sapienza Università Editrice
www.ijege.uniroma1.it
at 33.4 m³. The second category with groundwater flow velocities of 0
to 1 m/d (Vel2) shows minimum and maximum values of 21.9 m³ and
32.5 m³, respectively. IQR is from 22.1 m³ to 30.4 m³ and the median
at 24.6 m³. In the third category (Vel3, v
w
≥ 1 m/d), the minimum
NAPL volume is 0.0 m³, since the dissolution process at v
w
= 5.72
m/d is predominant. The maximum DNAPL volume present is 22.5
m³, significantly less than in category Vel1 or Vel2. The median is at
13.1 m³ with an IQR ranging from 3.5 m³ to 19.9 m³.
DISCUSSION
SPATIAL DISTRIBUTION AND POSITION OF CENTRE OF MASS
In the 2D cross section of the former industrial site of Chimica
Bianchi in Italy, groundwater pore velocity causes a significant down-
stream displacement of the DNAPL TCE and influences mass and
volume of the mobile DNAPL by enhancing dissolution processes.
The statistical Kruskal-Wallis Test shows a clear significance for
the influence of groundwater flow on the position of the centre of mass.
Although the significant influence of groundwater pore velocity
seems to contradict modeling and experimental results by d
eKKer
&
a
briola
(2000), K
amon
et alii (2004) and p
Utzlocher
et alii (2006),
it is a direct result of the set-ups of the experiments conducted and of
the models built. Previously conducted investigations cover groundwa-
ter velocities of 0.002 0.12 m/d (p
Utzlocher
et alii, 2006), 0.007 - 1.33
m/d (G
erhard
et alii, 2007), 0.0008 - 0.008 m/d (d
eKKer
& a
briola
,
2000) and max. v
w
≤ 0.4 m/d (K
amon
et alii, 2004). Natural groundwater
flow at the field site of Rho ranges between 1 and 2 m/d, which possibly
has been further increased by the operation of the capturing wells. In
gravelly aquifers in mountain valleys, groundwater flow velocities can
easily exceed 1 - 2 m/d. Natural groundwater flow velocities in those
regions are documented to be equal to 3.5 - 5.0 m/d (h
oehn
& s
antschi
,
1987; h
oehn
& V
on
G
Unten
, 1989; V
on
G
Unten
et alii, 1991), 5.0 m/d
(h
erfort
& p
taK
, 2002) and maximum values at local scale of 10 m/d
(h
erfort
et alii, 1998). Comparing these regions with the area of Rho,
the investigated groundwater pore velocities are a low, but good approxi-
mation of general groundwater flow velocities encountered in Europe.
Enhanced groundwater flow velocities can counteract the ef-
fects of subsurface morphology, such as trenches and depressions, in
which the DNAPL would pool under stagnant conditions or at very
low groundwater flow velocities. In the investigated model set-up,
TCE is transported uphill out of a depression with an inclination of
2.5° of the slopes even at v
w
≥ 0.01 m/d.
The distribution of the DNAPL is not only influenced during the
infiltration of the contaminant, but also after stopping the injection of
further DNAPL. It redistributes in the subsoil depending on the local
pressure regime. The distances of DNAPL movement within the sce-
narios modeled in these investigations is within the range that i
mhoff
et alii (2003) predicted for real field sites, when applying inspectional
analysis as an upscaling tool to the results of laboratory experiments.
Nevertheless, according to p
Utzlocher
et alii (2006), significant re-
ductions in the transport distances of DNAPLs and in the pool length are
vità dell’influenza della circolazione sotterranea sulla posizione del
centro di massa.
Anche se la significativa influenza della velocità reale di flusso
sembra contraddire i risultati sperimentali e modellistici di d
eK
-
Ker
& a
briola
(2000), K
amon
et alii (2004) e p
Utzlocher
et alii
(2006), questa potrebbe essere una diretta conseguenza dell’arran-
giamento sperimentale e modellistico. Precedenti indagini hanno
indicato velocità della falda di 0,002 - 0,12 m/g (p
Utzlocher
et
alii, 2006), 0,007 -1,33 m/g (G
erhard
et alii, 2007), 0,0008 - 0,008
m/g (d
eKKer
& a
briola
, 2000) e max v
w
≤ 0,4 g (K
amon
et alii,
2004). La velocità di deflusso naturale della falda presso il sito di
Rho varia fra 1 e 2 m/g ed si è probabilmente accresciuta in conse-
guenza dei pozzi di intercettazione. Negli acquiferi ghiaiosi delle
valli montane, le velocità della falda possono facilmente superare
1 - 2 m/g. In tali aree, si registrano velocità di deflusso naturale
della falda di 3,5 - 5,0 m/g (h
oehn
& s
antschi
, 1987; h
oehn
&
V
on
G
Unten
, 1989; V
on
G
Unten
et alii, 1991), 5,0 m/g (h
erfort
& p
taK
, 2002) e valori massimi a scala locale di 10 m/g (h
erfort
et alii, 1998). Confrontando queste aree con quella di Rho, le ve-
locità reali della falda indagate risultano basse, ma rappresentano
con buona approssimazione quelle che si osservano generalmente
in Europa.
Maggiori velocità della falda possono contrastare gli effetti del-
la morfologia sotterranea, ad es. la presenza di trincee e depressioni
dove il DNAPL forma dei pool in condizioni di ristagno o velocità di
flusso molto basse. Nell’approccio di modellazione adottato, il TCE
è trasportato a monte al di fuori della depressione con pendenze del
fianco della depressione di 2,5° anche con v
w
≥ 0,01 m/g.
La distribuzione del DNAPL risulta influenzata non soltanto du-
rante l’infiltrazione del contaminante, ma anche dopo aver cessato
l’immissione di ulteriore DNAPL. Il DNAPL si ridistribuisce nel
sottosuolo a seconda del regime locale di pressione. Le distanze di
movimento del DNAPL negli scenari ipotizzati per queste indagini
rientrano negli intervalli proposti da i
mhoff
et alii (2003) per i siti
reali, quando si applicano analisi dirette come strumento di scalatura
dei risultati degli esperimenti di laboratorio.
Tuttavia, secondo p
Utzlocher
et alii (2006), significative riduzio-
ni della distanza di trasporto del DNAPL e della lunghezza del pool
sono causate da una composizione eterogenea del sottosuolo. Perciò,
gli andamenti della distribuzione del DNAPL nel sito reale possono
ridursi di un massimo di 50 volte e in misura più pronunciata rispetto
a quelli degli scenari investigati.
L’influenza del materiale dell’acquifero scelto è significativa
soltanto per la posizione laterale, mentre il materiale dell’Acqui-
tardo
non ha un’influenza statisticamente significativa sul centro di
massa. La varianza causata dal materiale costituente l’Acquitardo
non è matematicamente significativa. L’Acquitardo presente nel sito
si trova al di sotto del bacino di smaltimento tra le quote di circa
140 m e 142 m. Quindi, la varianza della posizione verticale dimo-
stra la penetrazione integrale nell’Acquitardo. Inoltre, dalla Fig. 7
background image
MODELLAZIONE MULTIFASE DELL’INFLUENZA DELLA VELOCITA’ REALE DELL’ACQUA DI FALDA
SULLA MIGRAZIONE DI DNAPL NELL’ACQUIFERO POROSO MULTIFALDA DI RHO, ITALIA
22
K. ERNING, A. DAHMKE & D. SCHÄFER
caused by the heterogeneous composition of the subsurface. Therefore,
distribution patterns at the real field site will be shortened by a maxi-
mum factor of 50 and more compact than in the investigated scenarios.
The influence of the applied aquifer material is only significant for
the lateral position, while the Aquitard material has no statistically sig-
nificant influence on the centre of mass at all. Although the variance
caused by the Aquitard material is mathematically not significant, the
Aquitard at the site below the disposal basin is at the vertical position
of ca. 140-142 m, i.e. the variance of the vertical position shows pen-
etration of the Aquitard. Moreover, Fig. 7 illustrates that the lower the
groundwater flow velocity, the shallower is the transportation at depth
after 75 years of simulation time. The reasons are on the one hand that
the DNAPL infiltrates the downstream slope of the depression at v
w
0 m/d, when encountering weakly permeable Aquitard materials. On
the other hand, a simultaneous downstream displacement takes place
at enhanced groundwater flow velocities. This leads to a downstream
transportation of the DNAPL to an area of the model domain, where the
Aquitard is located deeper and the consequent pooling of the DNAPL
on top of the Aquitard or within the Aquitard at that position.
Moreover, the position of the DNAPL body is not solely dependent
on the measured groundwater pore velocity, but on the hydraulic pres-
sure encountered in the aquifer, i.e. the combination of intrinsic materi-
al parameters and hydraulic pressure gradient: high hydraulic pressure
can be caused either by the reduction of the permeability of the material
or by the increase of the hydraulic gradient. The same v
w
can exist at
complete different pressure regimes and governs the phase flux by:
where
F
β
= Darcy flux of phase β [m/s]
ρ
β
= Density of phase β [kg/m³]
n = Porosity [-]
k = Intrinsic permeability of the material [m²]
k
= Relative permeability of phase β [m²]
μ
β
= Dynamic viscosity of phase β [Pa s]
P
β
= Fluid pressure in phase β [Pa] with
P
= Pressure in reference phase (here: water) [Pa]
P
= Capillary pressure between the involved fluids [Pa]
g
= Gravitational acceleration [m/s²]
Additionally, the aquifer composition has no significant impact
on the spatial position of the center of mass of the mobile DNAPL
body. In contrast, the investigated Aquitard materials exhibit a more
complex impact on the DNAPL. Pure clays and silty clays (Aquitards
# d and # e) are impermeable to DNAPL penetration, as expected,
and prove to be a reliable barrier, whereas Aquitards consisting of
silt, clayey silt or any kind of low-permeable fine sand (Aquitards # a,
# b and # c) are no long-term barriers to the vertical DNAPL move-
ment. In our model set-up, the DNAPL TCE was able to infiltrate and
even penetrate all materials characterized by a hydraulic conductivity
higher than 1 x 10
-9
m/s.
si evince che minore è la velocità della falda, più superficiale è il
trasporto in profondità dopo 75 anni di simulazione. I motivi sono
i seguenti: da un lato, il DNAPL si infiltra nel versante a valle della
depressione a v
w
≥ 0 m/g, quando incontra materiali dell’Acquitar-
do debolmente permeabili; dall’altro, si verifica uno spostamento
simultaneo a valle in caso di falda ad elevate velocità di flusso. Ciò
determina il trasporto a valle del DNAPL verso un’area del model-
lo dove l’Acquitardo è più profondo, con il conseguente pooling
del DNAPL al tetto dell’Acquitardo o all’interno dell’Acquitardo in
questa posizione.
La posizione del corpo del DNAPL, inoltre, non dipende soltanto
dalla velocità reale di flusso misurata, ma anche dal carico idraulico
rilevato nell’acquifero, cioè dalla combinazione dei parametri intrin-
seci dei materiali e del gradiente di carico idraulico: un alto carico
idraulico può dipendere o dalla riduzione della permeabilità del mate-
riale o dall’aumento del gradiente idraulico. La stessa v
w
può esistere
con regimi completamente diversi di pressione e controlla il flusso di
fase attraverso la seguente formula:
dove
F
β
= flusso di Darcy della fase β [m/s]
ρ
β
= densità della fase β [kg/m³]
n = porosità [-]
k = permeabilità intrinseca del materiale [m²]
k
= permeabilità relativa della fase β [m²]
μ
β
= viscosità dinamica della fase β [Pa s]
P
β
= pressione del fluido nella fase β [Pa] con
P
β
=
P
+
P
P
= pressione nella fase di riferimento (qui: acqua) [Pa]
P
= pressione capillare fra i fluidi interessati [Pa]
g
= accelerazione di gravità [m/s²]
Inoltre, la composizione dell’acquifero non ha una rilevante in-
fluenza sulla posizione spaziale del centro di massa del corpo del
DNAPL mobile. Al contrario, i materiali dell’Acquitardo studiati
mostrano di avere un’influenza più complessa sul DNAPL. Argil-
le e argille limose (Acquitardo # d e # e) sono impermeabili alla
penetrazione da parte del DNAPL, come previsto, e dimostrano di
essere una valida barriera, mentre gli Acquitardi formati da limo,
limo argilloso o qualunque tipo di sabbia fine a bassa permeabilità
(Acquitardo # a, # b e # c) non costituiscono una barriera duratura
nei confronti del movimento verticale del DNAPL. Nell’approccio
di modellazione adottato, il DNAPL TCE è riuscito ad infiltrarsi ed
anche a penetrare in tutti i materiali caratterizzati da una conducibi-
lità idraulica maggiore di 1 x 10
-9
m/s.
MASSA DI DNAPL
Il test U ha evidenziato una chiara influenza della velocità reale
di flusso sulla massa di DNAPL (valori p < 0,016). Non è stata ri-
scontrata alcuna significatività statistica dovuta alla composizione
generale dei materiali costituenti gli acquiferi e l’Acquitardo, salvo
(2)
(2)
background image
MULTIPHASE MODELING OF THE IMPACT OF GROUNDWATER PORE VELOCITIES
ON DNAPL MIGRATION IN THE MULTI-AQUIFER FORMATION OF RHO, ITALY
23
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 2 (2013)
© Sapienza Università Editrice
www.ijege.uniroma1.it
MASS OF DNAPL
The U-Test exhibited a clear influence of groundwater pore veloc-
ity on the DNAPL mass (p-values < 0.016). There was no statistical
significance due to the general material composition of the aquifers
and the Aquitard, unless comparing the median of the DNAPL mass
in the scenarios in Superficiale # 2 vs. Superficiale # 6 and Superficia-
le
# 5 vs. Superficiale # 6 directly to each other.
The correlation between mass of DNAPL and groundwater veloc-
ity is consistent with findings by G
rant
& G
erhard
(2007), p
arKer
&
p
arK
(2004) and s
aba
et alii (2001), but the rate of dissolution is prob-
ably overestimated due to the dimensionality of the model. Although
c
hrist
et alii (2005) exhibited a good approximtation to 3D problems
by representative 2D models, the water flux may be forced through
contaminated regions of the source zone that might be by-passed in
3D, thus increasing dissolution processes (c
hrist
et alii, 2009). Moreo-
ver, TMVOC assumes instantaneous dissolution, although dissolution
processes are kinetically controlled and dependent on the surface area
of the NAPL body (s
ale
& m
c
w
horter
, 2001). This would imply a re-
duced dissolution at field scale in comparison to the model predictions.
VOLUME OF DNAPL
Analyzing the development of volume with regard to the applied
groundwater pore velocities reveals significant differences in the me-
dians of all three groups (p values < 0.016). Analyzing the values of
volume with respect to the material parameters, there is only a statisti-
cally significant difference between the aquifer materials Superficiale
# 2 vs. Superficiale # 6 and Superficiale # 5 vs. Superficiale # 6, when
compared directly to each other with the U-Test. Otherwise, there is
no significant influence of the aquifer material on the development of
the volume of the TCE phases. The varying Aquitard materials ap-
plied exhibit no significant influence at all.
IMPLICATIONS FOR THE FORMER INDUSTRIAL SITE OF CHI-
MICA BIANCHI, RHO
By extrapolating the results of the 2D modeling to the field site of
Rho, the following conclusions can be drawn.
The geological description of the assumed Aquitard is not suffi-
cient to define the material as a layer impermeable to DNAPL move-
ment. The documented material classes, which comprise the so-called
Aquitard, involve several grain classes, from silty sand to pure clay.
However, only the Aquitard materials with kf < 10
-9
m/s (clays, Aqui-
tards # d and # e) are impermeable to TCE. If only minor amounts of
silt or sand (Aquitards # b and # c) or a mixture of sandy silt or silty
sand (Aquitard # a) are present, the DNAPL passes through these
materials in the model predictions. This would imply a potential per-
colation of the assumed bottom-sealing Aquitard of the encapsulating
system at the field site of Rho, assuming no groundwater flow at the
site. Additional investigations of the Aquitard material and its hy-
draulic conductivity at the site with ground penetrating and borehole
quando la mediana della massa del DNAPL è stata confrontata di-
rettamente fra i seguenti scenari: quello del Superficiale # 2 rispetto
a quello del Superficiale # 6 e quello del Superficiale # 5 rispetto a
quello del Superficiale # 6.
La correlazione fra massa di DNAPL e velocità della falda è
coerente con quanto riportato da G
rant
& G
erhard
(2007), p
arKer
& p
arK
(2004) e s
aba
et alii (2001), ma la velocità di dissolu-
zione è probabilmente sovrastimata a causa della dimensionalità
del modello. Sebbene c
hrist
et alii (2005) abbiano trattato con
una buona approssimazione problemi tridimensionali attraverso
modelli rappresentativi bidimensionali, il flusso di acqua potreb-
be essere forzato attraverso aree contaminate della zona sorgente
che potrebbero essere oltrepassate in tre dimensioni, incrementan-
do così i processi di dissoluzione (c
hrist
et alii, 2009). Inoltre, il
TMVOC assume una dissoluzione istantanea, sebbene i processi di
dissoluzione siano cineticamente controllati e dipendenti dall’area
esposta del corpo del NAPL (s
ale
& m
c
w
horter
, 2001). Ciò im-
plicherebbe una minore dissoluzione a scala di sito rispetto alle
previsioni del modello.
VOLUME DI DNAPL
L’analisi dello sviluppo del volume rispetto alle velocità reali
dell’acqua applicate fa emergere notevoli differenze nelle mediane di
tutti e tre i gruppi (valori p < 0,016). Se si esaminano i valori di volu-
me rispetto ai parametri dei materiali, si nota una differenza statistica-
mente significativa soltanto fra i materiali dell’acquifero Superficiale
# 2 rispetto a quelli dell’acquifero Superficiale # 6 e dell’acquifero
Superficiale # 5 rispetto a quelli dell’acquifero Superficiale # 6, quan-
do questi vengono raffrontati direttamente l’uno con l’altro con il test
U. Altrimenti non vi è un’influenza significativa del materiale dell’ac-
quifero sul volume delle fasi di TCE. I vari materiali degli Acquitardi
considerati non mostrano alcuna influenza significativa.
IMPLICAZIONI PER L’EX AREA CHIMICA BIANCHI, RHO
L’estrapolazione dei risultati della modellazione 2D al sito di Rho
consente di trarre le seguenti conclusioni.
La caratteristiche geologiche del presunto Acquitardo non sono suf-
ficienti per definire il materiale come uno strato impermeabile al movi-
mento del DNAPL. Le classi di materiali individuate, che comprendono
il cosiddetto Acquitardo, presentano granulometrie variabili, da sabbia
limosa ad argilla, ma soltanto i materiali dell’Acquitardo con k
f
< 10
-9
m/s (argille, Acquitardo # d e # e) sono impermeabili nei confronti del
TCE. Bastano quantità esigue di limo o sabbia (Acquitardo # b e # c) o
un mix di limo sabbioso o sabbia limosa (Acquitardo # a) per far sì che
il DNAPL passi attraverso questi materiali nelle previsioni del modello.
Ciò implicherebbe una potenziale percolazione dell’Acquitardo di chiu-
sura inferiore del sistema di incapsulamento del sito di Rho, supponendo
un flusso nullo di acqua di falda nel sito stesso. Ulteriori indagini sui
materiali costituenti l’Acquitardo e sulla sua conducibilità idraulica in
situ con tecniche geofisiche o di penetrazione del terreno (ad es. georadar,
background image
MODELLAZIONE MULTIFASE DELL’INFLUENZA DELLA VELOCITA’ REALE DELL’ACQUA DI FALDA
SULLA MIGRAZIONE DI DNAPL NELL’ACQUIFERO POROSO MULTIFALDA DI RHO, ITALIA
24
K. ERNING, A. DAHMKE & D. SCHÄFER
geophysics (georadar, electric conductivity DP, DP injection logging
e.g.) could clarify the unsolved question of the distribution of mate-
rial classes within the Aquitard and its resulting permeability.
Since natural groundwater flow velocity at the Rho site is docu-
mented to be equal to approximately 1 - 2 m/d on average, it is more
probable that a major amount of the DNAPL moved out of the depres-
sion below the industrial site and was not encapsulated in the 1980s
at all. The DNAPL may even have passed the position of the well
gallery prior to its installation.
We assume that the DNAPL passed the so-called Aquitard be-
tween the hotspot and the emergency well and probably also further
downstream, since ongoing monitoring campaigns at the site still
measure high concentrations of dissolved TCE in the deeper aquifer,
in which the emergency well and part of the well gallery were in-
stalled. Whether TCE passed directly through the assumed Aquitard
or through a hydraulic connection cannot be verified based only on
numerical simulation of the multiphase flow, because the primary in-
formation of the distribution of the Aquitard material is too sparse.
Moreover, the real subsurface morphology of the Aquitard
is not only a 2D depression below the former industrial site of
Chimica Bianchi, but a complex three-dimensional morphology
of hydraulic units. As shown by the 3D model (Fig. 3), there are
two trenches crossing below Chimica Bianchi. The first trench is
nearly oriented North-West to South-East, while the second trench
stretches from East to West. The crossing of these two trenches cre-
ates the depression below the industrial site. In our model, the 2D
cross section cuts through the highest slope of the depression, i.e.
the slope to the South-East of the hot spot. The DNAPL is able to
transgress this slope of 2.5° at groundwater pore velocities of less
than a meter per day. However, the slope to the South-West of the
depression, belonging to the East-West elongated trench, is lower
than the slope of the 2D cross section. It has to be assumed that the
DNAPL probably followed this trench and it could currently easily
be located to the West of the well gallery. This assumption is con-
sistent with geophysical investigations conducted by c
ardarelli
&
d
i
f
ilippo
(2009) at the Rho site. By applying 2D and 3D electri-
cal resistivity and induced polarization tomography measurements,
these authors found anomalies indicating a potential DNAPL body
South-West of the former industrial site.
CONCLUSIONS
The DNAPL distribution in the modeled scenarios is signifi-
cantly influenced by the encountered groundwater pore velocities.
Contrary to previous assumptions, the DNAPL can move out of
depressions, even at the slowest groundwater pore velocities. The
depression in the simulated scenarios exhibits a rising slope of 2.5°
in a downstream direction (height of the ridge ca. 4 m). Ground-
water flow velocities of v
w
= 0.01 m/d are sufficient to transport
the DNAPL over the ridge. The transport is not dependent on the
size of the depression or the amount of spilled DNAPL, as long
conducibilità elettrica direct-push, direct-push injection logging) potreb-
bero chiarire la questione ancora aperta della distribuzione delle classi
di materiali all’interno dell’Acquitardo e la permeabilità corrispondente.
Poiché la velocità di deflusso naturale della falda misurata nel
sito di Rho è di circa 1 - 2 m/g in media, è più probabile che una
grossa quantità del DNAPL sia fuoriuscita dalla depressione situata
al di sotto dell’area industriale e che non sia stata incapsulata negli
anni ’80. Il DNAPL può anche aver oltrepassato la barriera idraulica
prima della sua realizzazione.
Si presume che il DNAPL abbia attraversato il cosiddetto Acqui-
tardo fra l’hot spot e il pozzo di emergenza, procedendo probabil-
mente ulteriormente a valle, in quanto le campagne di monitoraggio
attuali del sito indicano ancora alte concentrazioni di TCE disciol-
to nell’acquifero profondo, in cui sono stati posizionati il pozzo di
emergenza e parte della barriera idraulica. Non è possibile, basandosi
soltanto sulla simulazione numerica del flusso multifase, stabilire se
il TCE ha attraversato direttamente il presunto Acquitardo o mediante
una comunicazione idraulica, in quanto i dati di base riguardanti la
distribuzione dei materiali dell’Acquitardo sono troppo dispersi.
Inoltre, la morfologia reale del sottosuolo dell’Acquitardo non è
costituita soltanto da una depressione 2D al di sotto dell’ex area chi-
mica Bianchi, ma è una morfologia complessa 3D di unità idrogeo-
logiche. Come si può osservare nel modello 3D (Fig. 3), vi sono due
trincee che si intersecano fra loro al di sotto della Chimica Bianchi. La
prima è orientata all’incirca NO-SE, mentre la seconda si estende da
E a O. L’incrocio fra queste due trincee crea la depressione al di sotto
dell’area industriale. Nel modello in esame, la sezione 2D passa attra-
verso il fianco più elevato della depressione, cioè quello a SE dell’hot
spot. Il DNAPL è in grado di oltrepassare questo fianco a pendenza di
2,5° con velocità reali di flusso di meno di un metro al giorno. Tuttavia,
il fianco a SO della depressione, che fa parte della trincea allungata
E-O, ha una pendenza minore di quello della sezione 2D. Bisogna ipo-
tizzare che il DNAPL abbia probabilmente percorso questa trincea e
potrebbe attualmente essere facilmente individuato ad O della barriera
idraulica. Questa ipotesi è in accordo con le indagini geofisiche svolte
da c
ardarelli
& d
i
f
ilippo
(2009) presso il sito di Rho. Infatti, tali
autori, effettuando misure 2D e 3D di resistività elettrica e tomografia
a polarizzazione indotta, hanno riscontrato delle anomalie le quali in-
dicano un potenziale corpo di DNAPL a S-O dell’ex area industriale.
CONCLUSIONI
La distribuzione del DNAPL negli scenari modellati è influenzata
notevolmente dalle velocità reali di flusso stimate. Contrariamente a
precedenti ipotesi, il DNAPL può fuoriuscire dalle depressioni, anche
con velocità reali minime. La depressione, negli scenari presi in con-
siderazione, mostra un fianco con pendenza di 2,5° nella direzione di
flusso della falda (altezza della cresta: circa 4 m). Velocità della falda
di v
w
= 0.01 m/g sono sufficienti per trasportare il DNAPL oltre la
cresta della depressione. Tale trasporto non dipende dalle dimensioni
della depressione o dalla quantità di DNAPL sversato, finché lo stesso
background image
MULTIPHASE MODELING OF THE IMPACT OF GROUNDWATER PORE VELOCITIES
ON DNAPL MIGRATION IN THE MULTI-AQUIFER FORMATION OF RHO, ITALY
25
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 2 (2013)
© Sapienza Università Editrice
www.ijege.uniroma1.it
as it is not trapped in residual saturation. Furthermore, ground-
water pore velocity enhances the downstream displacement of the
DNAPL TCE. Downstream displacement at v
w
≤ 1 m/d can be in-
creased by a factor of more than ten compared to scenarios without
groundwater flow, e.g. occurrence of free-phase TCE further than
775 m downstream of the source zone instead of 75 m downstream.
Nevertheless, the magnitude of the downstream displacement de-
pends not only on groundwater pore velocity, but actually on the
hydrodynamic pressure gradient in the system, i.e. the combination
of hydraulic gradient and intrinsic material parameters. High hy-
drodynamic pressure gradients increase downstream displacement
even in units with reduced permeability. This means that neglecting
either the hydraulic gradient or the permeability will create a dis-
torted distribution pattern, because the groundwater flow velocity
in low-permeable material will be slow, whereas the hydrodynamic
pressure gradient will be huge.
In the investigated scenarios, there is a statistically significant in-
fluence of groundwater pore velocity while the material composition
of the upper aquifer only shows a significant impact on the DNAPL
distribution pattern in its extreme material compositions (maximum
and minimum permeability as in the case of pure well-sorted gravel
and fine sand).
Furthermore, the scenario modeling evidenced that Aquitards
hindering vertical groundwater movement are possibly permeable to
DNAPL infiltration, because of the higher density and lower viscosity
of DNAPLs. In the multiphase flow simulations, only materials with
k
f
< 10
-9
m/s (pure clays) proved to be efficient long-term barriers
to vertical DNAPL movement. Any kind of clayey material with the
slightest amounts of silt or sand is permeable to DNAPLs within the
investigated timeframe of 75 years. Layers of sandy silt and silty sand
(10
-7
m/s < k
f
< 10
-8
m/s) will not stop the vertical DNAPL movement,
but only slow it down. At the same time, these materials will act as
long-term storage units for DNAPLs, creating subsequent secondary
source zones.
Three scenarios were simulated with varying discretization in
depth of the deeper aquifer. These simulations showed that the verti-
cal penetration depth strongly depends on the cell size of the model.
As we calculated the deeper aquifer with the same resolution as the
upper aquifer (2.5 × 1 × 0.75 m, runtime ca. 50 hours), TCE did not
infiltrate into the deeper aquifer as free phase, but only dissolved in
water. Coarser discretization (2.5 × 1 × 2.4 m, runtime ca. 6.5 hours)
leads to an infiltration depth of ca. 20 m into the deeper aquifer or
to no infiltration at all at cell sizes of 2.5 × 1 × 7.8 m (runtime ca. 7
hours). Aspects of discretization of the deeper aquifer were not fur-
ther investigated, since the research focus was the possible transport
mechanisms out of the area of interest (upper aquifer Superficiale) in
the lateral or vertical direction. However, a sensible discretization of
the multiphase model would be essential, if the penetration depth in
the deeper aquifer were the main focus of interest.
The results of the scenario modeling also depend on the bound-
non rimane intrappolato in condizioni di saturazione residua. Inoltre,
la velocità reale dell’acqua di falda incrementa lo spostamento a valle
del DNAPL TCE. Lo spostamento a valle a v
w
≤ 1 m/g può essere di
oltre 10 volte superiore a quello degli scenari in assenza di flusso,
con la presenza di TCE in fase libera a oltre 775 m a valle della zona
sorgente invece che 75 m a valle. Tuttavia, l’entità dello spostamento
verso valle dipende non soltanto dalla velocità reale di flusso, ma
in effetti dal gradiente di pressione idrodinamica del sistema, cioè
dall’associazione del gradiente idraulico e dei parametri intrinseci dei
materiali. Alti gradienti di pressione idrodinamica aumentano lo spo-
stamento a valle, anche in unità a permeabilità ridotta. Ciò significa
che, se non si tiene conto del gradiente idraulico e della permeabili-
tà, si otterrà un andamento distorto della distribuzione, in quanto la
velocità della falda in materiali a bassa permeabilità risulterà bassa,
mentre il gradiente di pressione idrodinamica sarà elevato.
Negli scenari indagati, si nota un’influenza statisticamente si-
gnificativa della velocità reale di flusso. La composizione dei ma-
teriali dell’acquifero superiore mostra un significativo impatto sugli
andamenti di distribuzione del DNAPL soltanto in corrispondenza di
composizioni-limite (massima e minima permeabilità rispettivamente
per ghiaie ben assortite e sabbie fini).
Inoltre, la modellazione degli scenari ha evidenziato come gli Acqui-
tardi che ostacolano il moto verticale dell’acqua sotterranea potrebbero
essere permeabili all’infiltrazione di DNAPL, a causa della loro elevata
densità e bassa viscosità. Nelle simulazioni di flusso multifase, soltanto
materiali con k
f
< 10
-9
m/s (argille) sono risultati essere efficienti barriere
a lungo termine nei confronti del movimento verticale dei DNAPL. Qua-
lunque tipo di materiale argilloso con minime quantità di limo o sabbia è
permeabile ai DNAPL nel periodo di tempo studiato (75 anni). Strati di
limo sabbioso e sabbia limosa (10
-7
m/s < k
f
< 10
-8
m/s) non arrestano ma
rallentano soltanto il movimento verticale dei DNAPL. Nel contempo,
questi materiali agiscono come unità di immagazzinamento a lungo ter-
mine dei DNAPL, creando successive zone sorgente secondarie.
Sono stati considerati 3 scenari con discretizzazione variabile in
profondità dell’acquifero profondo. Le simulazioni hanno mostrato
come la profondità di penetrazione verticale sia fortemente dipen-
dente dalle dimensioni delle celle del modello. Dato che l’acquifero
profondo è stato studiato con la stessa risoluzione di quello superiore
(2,5 × 1 × 0,75 m, runtime di circa 50 ore), il TCE non si è infiltrato
nell’acquifero profondo in fase libera, ma soltanto disciolto in acqua.
Una discretizzazione più grossolana (2,5 × 1 × 2,4 m, runtime di circa
6,5 ore) indica una profondità di infiltrazione di circa 20 m nell’acqui-
fero profondo o assenza di infiltrazione con dimensioni delle celle di
2,5 × 1 × 7,8 m (runtime di circa 7 ore). Gli aspetti di discretizzazione
dell’acquifero profondo non sono stati ulteriormente studiati, in quan-
to la ricerca è stata focalizzata sui possibili meccanismi di trasporto al
di fuori dell’area di interesse (acquifero superiore Superficiale) in dire-
zione laterale o verticale. Tuttavia, se il principale aspetto di interesse
fosse la profondità di penetrazione nell’acquifero profondo, una di-
scretizzazione più accurata del modello multifase sarebbe essenziale.
background image
MODELLAZIONE MULTIFASE DELL’INFLUENZA DELLA VELOCITA’ REALE DELL’ACQUA DI FALDA
SULLA MIGRAZIONE DI DNAPL NELL’ACQUIFERO POROSO MULTIFALDA DI RHO, ITALIA
26
K. ERNING, A. DAHMKE & D. SCHÄFER
ary conditions of the model. As the DNAPL infiltration is modeled
in 2D, transport and dissolution of the free phase are enhanced com-
pared to reality. In the 2D model, the DNAPL is forced through the
NAPL contaminated area, but it would bypass the source zone in a
3D scenario, following the path of least resistance, i.e. the path with
the highest permeability, i.e. the area with no NAPL present. Trans-
portation lengths as well as dissolution rates are therefore overesti-
mated in our model. However, up until now it has not been possible
with the applied software to simulate realistic 3D multiphase mod-
els with cell numbers of several tens of thousands.
Moreover, the simulations depend on the chosen set of scaling
parameters for the entry pressure in the capillary pressure func-
tion. Because no measurements of the material of the field site were
available, resort was made to literature values, which have a given
level of uncertainty. Measurements of the capillary pressure of the
materials at the site would reduce this level of uncertainty.
In order to further reduce the level of uncertainty, a multiphase
modeler would need detailed information about the spatial distri-
bution of material classes, their exact classification due to perme-
ability, water table elevations of the area of interest and laboratory
measurements of the capillary entry pressure for the investigated
fluid-material combination. But investigations with such a level of
detail are time-consuming and costly. Therefore, site investigations
should concentrate on efficient characterization of the hydraulic
units and their distribution, as well as on local and regional wa-
ter table elevations. This would deliver the needed information for
correct implementation of the hydraulic pressure gradient in the
multiphase model and increase the accuracy of the model predic-
tion. In the meantime, scenario modeling is a good approximation
and a helpful tool for the planning of site investigation and site
remediation actions.
ACKNOWLEDGMENTS
We would like to thank our colleagues from La Sapienza Uni-
versity of Rome (F. Bozzano, A. Luciano, M. Leccese, M. Petrangeli
Papini and P. Viotti and their teams) for field investigations at the
Rho site and generous provision of the data. This research was in part
financially supported by the European Union under the 7
th
European
Framework, Project ModelPROBE (no. 213161).
Inoltre, i risultati della modellazione dipendono dalle condizioni
al contorno del modello. Poiché l’infiltrazione di DNAPL è simulata
in 2D, il trasporto e la dissoluzione della fase libera risultano esaltati
rispetto alla realtà. Nel modello 2D, il DNAPL viene forzato attraver-
so l’area contaminata; tuttavia, in uno scenario 3D, esso potrebbe ol-
trepassare la zona sorgente seguendo un percorso di minima resisten-
za, cioè il percorso con la massima permeabilità (area con assenza
di NAPL). Le distanze di trasporto e le velocità di dissoluzione sono
dunque sovrastimate nel modello proposto in questo studio ma, con il
software utilizzato, non è ancora possibile simulare modelli multifase
3D realistici con parecchie decine di migliaia di celle.
Le simulazioni dipendono anche dall’insieme scelto di parametri
di scalatura per la pressione di entrata nella funzione di capillarità. Sic-
come non erano disponibili misure relative ai materiali del sito, sono
stati applicati i valori riportati nella letteratura, i quali hanno un dato
livello di incertezza. Misure della pressione capillare relative ai ma-
teriali rinvenuti in sito potrebbero ridurre questo livello di incertezza.
Per diminuire ulteriormente il livello di incertezza, la modellazio-
ne multifase richiederebbe informazioni dettagliate sulla distribuzio-
ne spaziale delle classi di materiali, la loro esatta classificazione lega-
ta alla permeabilità, le quote della falda nell’area di interesse e misure
di laboratorio della pressione capillare di entrata per la combinazione
fluido-materiali studiata. Ma un’indagine così dettagliata risulta one-
rosa in termini di tempi e costi, perciò l’indagine in situ dovrebbe
concentrarsi su un’efficiente caratterizzazione delle unità idrogeolo-
giche e sulla loro distribuzione, nonché sulla quota della falda locale
e regionale. Ciò consentirebbe di avere le informazioni necessarie per
un corretto inserimento del gradiente di carico idraulico nel modello
multifase e anche di incrementare la precisione delle previsioni del
modello. Nel frattempo, la modellazione di scenari rappresenta una
buona approssimazione ed un utile strumento per programmare inda-
gini sui siti ed i relativi interventi di bonifica.
RINGRAZIAMENTI
Si ringraziano i colleghi dell’Università La Sapienza (F. Bozzano,
A. Luciano, M. Leccese, M. Petrangeli Papini e P. Viotti e i loro team)
per la collaborazione prestata per le indagini in campo presso il sito di
Rho e per aver generosamente messo a disposizione i loro dati.
La presente ricerca è stata finanziata in parte dal 7
o
Programma
Quadro dell’Unione Europea, Progetto ModelPROBE (n. 213161).
OPERE CITATE
/
REFERENCES
3M (2005) - 3M Novec TM 7100 - Engineered fluid. Product Information. St. Paul.
a
briola
l.m. & l
emKe
l.d. (2002) - The influence of hydraulic property correlation on predictions of DNAPL entrapment and recovery. Calibration and Reliability
in Groundwater Modelling: A Few Steps Closer to Reality (Proceedings of ModelCARE 2002, Prague, Czech Republic, 17.-20. June 2002). IAHS Publ., 277: 3-9.
a
qUaVeo
(2012) - Groundwater Modeling System - GMS. 8.2 ed. Provo.
b
eretta
G.p., b
ozzano
f., d
el
b
on
,a., m
aJone
m., n
ardoni
f., e
Va
p
acioni
e. & p
etitta
m. (2005) - Importanza delle indagini per la caratterizzazione geologica
ed idrogeologica di un sito inquinato nel comune di Rho (Milano). Giornale di Geologia Applicata, 2: 106-112.
b
ozzano
f., p
etitta
m., d
el
b
on
a., n
ardoni
f. & p
acioni
e. (2007) - Conceptual. model and flow numerical. simulation of aquifer contaminated by chlorinated
solvents in Rho (MI). Italian Journal. of Engineering Geology and Environment, (Special. Issue 2007): 97-105.
background image
MULTIPHASE MODELING OF THE IMPACT OF GROUNDWATER PORE VELOCITIES
ON DNAPL MIGRATION IN THE MULTI-AQUIFER FORMATION OF RHO, ITALY
27
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 2 (2013)
© Sapienza Università Editrice
www.ijege.uniroma1.it
b
radford
s.a., a
briola
l.m. & r
athfelder
K.m. (1998) - Flow and entrapment of dense nonaqueous phase liquids in physically and chemically heterogeneous
aquifer formations. Advances in Water Resources, 22 (2): 117-132.
b
radford
s.a., r
athfelder
K.m., l
anG
J. & a
briola
l.m. (2003) - Entrapment and dissolution of DNAPLs in heterogeneous porous media. Journal. of Contaminant
Hydrology, 67: 133-157.
c
ardarelli
e. & d
i
f
ilippo
G. (2009) - Electrical. resistivity and induced polarization tomography in identifying the plume of chlorinated hydrocarbons in sedimentary
formation: a case study in Rho (Milan-Italy). Waste Managment and Research, 27: 595-602.
c
herry
J.a., p
arKer
b.l., b
radbUry
K.r., e
aton
t.t., G
otKowitz
m.G., h
art
d.J. & b
orchardt
m.a.(2004) - Role of aquitard in the protection of aquifers from
contamination: A “State of the Art” report. Awwa Research Foundation. Denver. 124.
c
hrist
J.a., l
emKe
l.d. & a
briola
l.m. (2005) - Comparison of two-dimensional. and three-dimensional. simulations of dense nonaqueous phase liquids (DNAPLs):
Migration and entrapment in a nonuniform permeability field. Water Resources Research, 41: 1-12.
c
hrist
J.a., l
emKe
l.d. & a
briola
l.m. (2009) - The influence of dimensionality on simulations of mass recovery from nonuniform dense non-aqueous phase liquid
(DNAPL) source zones. Advances in Water Resources, 32 (3): 401-412.
d
eKKer
t.J. & a
briola
l.m. (2000) - The influence of field-scale heterogeneity on the infiltration and entrapment of dense nonaqueous phase liquids in saturated
formations. Journal. of Contaminant Hydrology, 42 (2-4): 187-218.
e
rninG
K., G
randel
s., d
ahmKe
a. & s
chäfer
d. (2012) - Simulation of DNAPL infiltration and spreading behaviour in the saturated zone at varying flow velocities
and alternating subsurface geometries. Environmental. Earth Sciences, 65 (4): 1119-1131.
f
alta
r.w., p
rUess
K., f
insterle
s. & b
attistelli
a. (1995) - T2VOC User´s Guide. LBL-36400, U.S. Department of Energy. 158.
G
erhard
J.I. & K
Ueper
B.H. (2003) - Capillary pressure characteristics necessary for simulating DNAPL infiltration, redistribution, and immobilization in saturated
porous media. Water Resources Research, 39 (8): 1270-1287.
G
erhard
J.i., p
anG
t. & K
Ueper
b.h. (2007) - Time scales of DNAPL migration in sandy aquifers examined via numerical. simulation. Ground Water, 45 (2): 147-157.
G
randel
s. & d
ahmKe
a.(2008) - Leitfaden Natürliche Schadstoffminderung bei LCKW-kontaminierten Standorten: Methoden, Empfehlungen und Hinweise zur
Untersuchung und Beurteilung; BMBF-Förderschwerpunkt “Kontrollierter natürlicher Rückhalt und Abbau von Schadstoffen bei der Sanierung kontaminierter
Grundwässer und Böden” (KORA), KORA - Themenverbund 3 - Chemische Industrie, Metallverarbeitung.
Institut für Geowissenschaften, Abt. Angewandte
Geologie. Kiel. 364.
G
rant
G.p. & G
erhard
J.i. (2007) - Simulating the dissolution of a complex dense nonaqueous phase liquid source zone: 2. Experimental. validation of an interfacial.
area - based mass transfer model. Water Resources Research, 43 (12): W12409.
h
assanizadeh
s.m., s
chottinG
r.J., G
ray
w.G. & p
inder
G. f. (2004) - Solid waste and emergency response. 542/R-04/016, Washington, DC.
h
elmiG
R. (1997) - Multiphase flow and transport processes in the subsurface. A contribution to the modeling of hydrosystems. Springer, Berlin, 367.
h
erfort
m. & p
taK
t. (2002) - Multitracer-Versuch im kontaminierten Grundwasser des Testfeldes Süd. Grundwasser, 1: 31-40.
h
erfort
m., p
taK
t., h
ümmer
o., t
eUtsch
G. & d
ahmKe
a. (1998) - Testfeld Süd: Einrichtung der Testfeldinfrastruktur und Erkundung hydraulisch-
hydrogeochemischer Parameter des Grundwasserleiters. Grundwasser, 3 (4): 159-166.
h
oehn
e. & s
antschi
p.h. (1987) - Interpretation of tracer displacement during infiltration of river water to groundwater. Water Resources Research, 23 (4): 366-340.
h
oehn
e. & V
on
G
Unten
h.r. (1989) - Radon in groundwater: A tool to assess infiltration from surface waters to aquifers. Water Resources Research, 25 (8): 1795-1803.
i
llanGaseKare
t.h., r
amsey
J.l., J
ensen
K.h. & b
Utts
m.b. (1995) - Experimental. study of movement and distribution of dense organic contaminants in
heterogeneous aquifers. Journal. of Contaminant Hydrology, 20 (1-2): 1-25.
i
mhoff
p.t., m
ann
a.s., m
ercer
m. & f
itzpatricK
m. (2003) - Scaling DNAPL migration from the laboratory to the field. Journal. of Contaminant Hydrology, 64
(1-2): 73-92.
J
awitz
J.w., f
Ure
a.d., d
emmy
G.G., b
erGlUnd
s. & r
ao
p.s.C. (2005) - Groundwater contaminant flux reduction resulting from nonaqueous phase liquid mass
reduction. Water Resources Research, 41: W10408.
K
amon
m., e
ndo
K., K
awabata
J., i
nUi
t. & K
atsUmi
t. (2004) - Two-dimensional. DNAPL migration affected by groundwater flow in unconfined aquifer. Journal.
of Hazardous Materials, 110 (1-3): 1-12.
K
Ueper
b.h., a
bbott
w. & f
arqUhar
G. (1989) - Experimental. observations of multiphase flow in heterogeneous porous media. Journal. of Contaminant Hydrology,
5 (1): 83-95.
K
Ueper
b.h. & f
rind
e.o. (1988) - An overview of immiscible fingering in porous media. Journal. of Contaminant Hydrology, 2 (2): 95-110.
l
eccese
m., a
Ulenta
f., p
etranGeli
p
apini
m., V
iotti
p., r
ossetti
s. & m
aJone
m. (2007) - Anaerobic bioremedation of chlorinated solvents contaminated aquifers
in the presence of DNAPL: The Rho test site project. Italian Journal. of Engineering Geology and Environment, Special. Issue 2007: 107-114.
l
Uciano
a., V
iotti
p. & p
etranGeli
p
apini
m. (2010) - Laboratory investigation of DNAPL migration in porous media. Journal. of Hazardous Materials, 176: 1006-1017.
m
acKay
d.m., r
oberts
p.V. & c
herry
J.a. (1985) - Transport of organic contaminants in groundwater. Environmental. Science & Technology, 19 (5): 384-392.
m
ercer
J.w. & c
ohen
r.m. (1990) - A review of immiscible fluids in the subsurface: Properties, models, characterization and remediation. Journal. of Contaminant
Hydrology, 6 (2): 107-163.
background image
MODELLAZIONE MULTIFASE DELL’INFLUENZA DELLA VELOCITA’ REALE DELL’ACQUA DI FALDA
SULLA MIGRAZIONE DI DNAPL NELL’ACQUIFERO POROSO MULTIFALDA DI RHO, ITALIA
28
K. ERNING, A. DAHMKE & D. SCHÄFER
m
oran
m.J., z
oGorsKi
J.s. & s
qUillace
p.J. (2006) - Chlorinated solvents in groundwater of the United States. Environmental. Science & Technology, 41 (1): 74-81.
p
anKow
J.f. & c
herry
J.a. (1996) - Dense chlorinated solvents and other DNAPLs in Groundwater. Waterloo Press, Waterloo, 522.
p
arKer
B.L., c
hapman
S.W. & G
UilbeaUlt
M.A. (2008) - Plume persistence caused by back diffusion from thin clay layers in a sand aquifer following TCE source-
zone hydraulic isolation. Journal of Contaminant Hydrology, 102 (1-2): 86-104.
p
arKer
J.c. & l
enhard
r.J. (1987) - A Model for hysteretic constitutive relations governing multiphase flow in porous media. 1. Saturation-pressure relations. Water
Resources Research, 23 (12): 2187-2196.
p
arKer
J.c. & p
arK
e. (2004) - Modeling field-scale dense nonaqueous phase liquid dissolution kinetics in heterogeneous aquifers. Water Resources Research, 40:
W05109.
p
etranGeli
p
apini
m. & V
iotti
p. (2011) - Groundwater flow velocities at the Rho site, Italy. Personal. communication to e
rninG
K.
p
owers
s.e., a
briola
l.m. & w
eber
w.J. J
r
. (1994) - An experimental. investigation of nonaqueous phase liquid dissolution in saturated subsurface systems:
Transient mass transfer rates. Water Resources Research, 30 (2): 321-332.
p
rUess
K. & b
attistelli
a. (2002) - TMVOC, A numerical. simulator for three-phase non-isothermal. flows of multicomponent hydrocarbon mixtures in saturated-
unsaturated heterogeneous media. Report LBNL-49375, Berkeley. 192.
p
rUess
K., o
ldenbUrG
c. & m
oridis
G.(2002) - TOUGH2 user´s guide, version 2.0. Report LBNL-43134, Berkeley. 210.
p
Utzlocher
r., K
Ueper
b.h. & r
eynolds
d.a. (2006) - Relative velocities of DNAPL and aqueous phase plume migration. Journal. of Contaminant Hydrology, 88
(3-4): 321-336.
s
aba
t., i
llanGaseKare
t.h. & e
winG
J. (2001) - Investigation of surfactant-enhanced dissolution of entrapped nonaqueous phase liquid chemicals in a two-
dimensional. groundwater flow field. Journal. of Contaminant Hydrology, 51 (1-2): 63-82.
s
achs
l. & h
edderich
J. (2009) - Angewandte Statistik: Methodensammlung mit R. Springer, Berlin, Heidelberg, 813.
s
ale
t. c. & m
c
w
horter
d.b. (2001) - Steady state mass transfer from single-component dense nonaqueous phase liquids in uniform flow fields. Water Resources
Research, 37: 393-404.
s
chwille
F. (1988) - Dense chlorinated solvents in porous and fractured media. Translation of: Leichtfüchtige Chlorkohlenwasserstoffe in porösen und klüftigen
Medien. Lewis Publishers, Inc., Chelsea, 146.
s
tone
H.L. (1970) - Probability model for estimating three-phase relative permeability. Trans. SPE of AIME, 249: 214-218.
U
mweltbUndesamt
(2011) - Bundesweite Übersicht zur Altlastenstatistik (Stand 7/2011), [Online]. Dessau. Available: http://www.umweltbundesamt.de/boden-und-
altlasten/altlast/web1/deutsch/1_3.htm [Accessed 30.10. 2012].
V
on
G
Unten
h.r., K
arametaxas
G., K
rähenbühl
U., K
Uslys
m., G
ioVanoli
r., h
oehn
e. & K
eil
r. (1991) - Seasonal. biogeochemical. cycles in riverborne
groundwater. Geochimica et Cosmochimica Acta, 55 (12): 3597-3609.
w
erban
U., l
eVen
c., r
eboUlet
e., l
eccese
m., V
iotti
p. & d
ietrich
p. (2007) - Technologies for a fast characterization of subsurface structures - an example from
the Milano-Rho site. Italian Journal. of Engineering Geology and Environment, Special. Issue 2007: 115-122.
Received January 2013 - Accepted October 2013
Statistics