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Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 1 (2012)
© Casa Editrice Università La Sapienza
www.ijege.uniroma1.it
DOI: 10.4408/IJEGE.2012-01.O-01
M
arco
ROTIROTI
(*)
, T
ullia
BONOMI
(*)
, l
eTizia
FUMAGALLI
(*)
,
P
aola
CANEPA
(*)
, P
iergiorgio
VALENTINI
(**)
& M
ichel
FASOLI
(**)
(*)
Università degli Studi di Milano-Bicocca - Dipartimento di Scienze dell’Ambiente e del Territorio - Piazza della Scienza, 1 - 201216 Milano, Italy
E-mail: tullia.bonomi@unimib.it
(**)
Provincia di Milano - Servizio Sistema Informativo Ambientale
MODELLAZIONE DEL FLUSSO IDRICO SOTTERRANEO E DEL TRASPORTO DI
IDROCARBURI IN UN’AREA NELLA CITTA’ DI SAN PIETROBURGO (RUSSIA)
GROUNDWATER FLOW & TRANSPORT MODELS FOR AN OIL POLLUTED AREA
IN THE CITY OF SAINT PETERSBURG (RUSSIA)
RIASSUNTO
Il presente lavoro tratta l’applicazione di modelli matematici di
flusso e trasporto per le acque sotterranee nello studio di un sito con-
taminato da idrocarburi ubicato nella città di San Pietroburgo. Lo stu-
dio è stato sviluppato in tre fasi principali:
• raccolta ed interpretazione dati mediante l’utilizzo di sistemi in-
formativi territoriali e banche dati;
• elaborazione del modello concettuale tramite metodi di analisi
geostatistica;
• implementazione del modello matematico di flusso e trasporto.
Il modello di flusso è stato calibrato in base a diverse misure di
carico idraulico effettuate nei pozzi presenti nell’area di studio. Data
la mancanza di analisi chimiche di tipo qualitativo e quantitativo, non
è stato possibile calibrare il modello di trasporto in base a dati reali.
Il campo di moto è stato simulato con un basso livello di errore
(5%) e dimostra l’esistenza di un significativo grado d’interazione tra
gli acquiferi presenti.
Il modello di trasporto, impostato con un meccanismo advettivo-
dispersivo e reazioni di degradazione ed adsorbimento, ha fornito
valide ipotesi dell’estensione della contaminazione e dei principali
obiettivi dell’inquinamento.
T
ermini
chiave
: acquifero morenico multistrato, modello di flusso e trasporto,
contaminazione da idrocarburi, San Pietroburgo
INTRODUZIONE
Questo studio è nato all’interno del progetto europeo “GEOINFORM
- Integrating Geological Information in City Management to Prevent En-
viromental Risks - LIFE06 TCY/ROS/000267
”, che coinvolge diversi enti
amministrativi europei e russi. L’obiettivo è quello di sviluppare dei siste-
mi di controllo e di gestione del territorio della città di San Pietroburgo,
per la tutela delle risorse naturali (suolo, sottosuolo, acque sotterranee) e la
prevenzione del rischio ambientale. Nell’ambito del progetto europeo, il
presente lavoro ha analizzato un’area pilota caratterizzata da un comples-
so sistema acquifero multistrato di tipo morenico e soggetta ad un feno-
meno di inquinamento da idrocarburi delle acque sotterranee, attraverso
l’implementazione di un modello matematico di flusso e trasporto. I codi-
ci di calcolo applicati sono stati MODFLOW (M
c
D
onalD
& h
arbaugh
,
ABSTRACT
This work involves the application of mathematical flow and
transport models for groundwater in the study of an oil polluted site
situated in the city of St. Petersburg. The study has been developed in
three principal phases:
• data collection and interpretation using Geographical Information
Systems and database;
• conceptual model elaboration using geostatistical analysis;
• mathematical flow and transport model implementation.
The flow model has been calibrated considering the different
head value measured in wells situated in the study area. Considering
the absence of any qualitative and quantitative chemical analysis, the
transport model has not been calibrated on real data.
The flow field has been simulated with a lower error level (5%)
and indicates considerable interaction between the aquifers con-
sidered.
The transport model has been applied with advective-dispersive
mechanism and degradation and sorption reactions, and it has pro-
vided valid hypotheses for the extent of pollution and the contaminant
path and evolution.
K
ey
words
: moraine multi-layer aquifer, flow and transport model, oil pollu-
tion, Saint Petersborg.
INTRODUCTION
This study was developed within the European project “GEOIN-
FORM - Integrating Geological Information in City Management to
Prevent Environmental Risks LIFE06 TCY/ROS/000267
”, which in-
volves various European and Russian authorities. The main aim is
to develop some control and management systems for the city of St.
Petersburg in order to protect natural resources, like soil, subsoil and
groundwater, and to prevent environmental risk. Within the European
project, this work analyzes a pilot area characterized by a complex
moraine multi-layer aquifer and affected by groundwater oil pollu-
tion, through the implementation of flow and transport mathematical
models. The code MODFLOW (M
c
D
onalD
& h
arbaugh
, 1988) and
MT3DMS (z
engh
& W
ang
, 1999) has been applied.
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MODELLAZIONE DEL FLUSSO IDRICO SOTTERRANEO E DEL TRASPORTO DI IDROCARBURI
IN UN’AREA NELLA CITTA’ DI SAN PIETROBURGO (RUSSIA)
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T. B
onomi
, L. F
umagaLLi
, m. R
oTiRoTi
, P. C
anePa
, P. V
aLenTini
& m. F
asoLi
The general purpose is to prove the capability of mathematical
models in groundwater management and preservation. The specific
goals are: to simulate the groundwater flow system in two overlap-
ping aquifers (the superficial shallow one and the deep semi-confined
one); to understand the connection between them; to hypothesize the
contaminant transport, defining the extent of pollution and the con-
taminant migration.
The implementation of mathematical models in the study of mo-
raine multi-layer aquifers is showed in various works, like M
arTin
& F
rinD
(1998), b
eckers
& F
rinD
(2000, 2001) and k
assenaar
&
W
exler
(2006).
The analysis of this works has produced an accurate applied
methodology, which has considered initial site characterization, cre-
ated with the information given by the Russian authorities (Com-
mittee for Nature Use, Environmental Protection and Ecological
Safety, City of St. Petersburg & Mineral State Unitary Company
),
conceptual model construction, mainly concerning three-dimen-
sional geometry elaboration, and flow and transport model applica-
tion, calibration and simulation.
SITE CHARACTERIZATION
The study area, called Shuvalovo, is situated in the northern and
eastern part of St. Petersburg. With a surface of around 25 km
2
, it
features both green areas and productive activity. The territory is flat,
in the central part the altitude is around 20 m a.s.l., which quickly
decreases in a southern and western direction falling to values of 5-8
m a.s.l. In the northern and eastern part there is a hilly zone with a
maximum height of 60 m a.s.l. (Fig. 1).
The hydrological system is quite rich and includes rivers, streams,
lakes and ponds (of natural and artificial origin). The main water bod-
ies considered are the Shuvalovsky pit, in the southern part of the area,
and the Kamenka River, which flows from east to west crossing the
pit (Fig. 1).
The geology of the area has been reconstructed by the analysis of
4 geological cross sections and 338 well stratigraphies.
The Quaternary units, included in the first 70 m of depth, are
listed below (b
akharev
et alii, 2009; Fig. 2):
Holocene unit: superficial, locally distributed deposits composed
of peat with shallow thickness;
Ostashkovo supermoraine unit: glacial deposits composed of he-
terogeneous sand with a thickness of 1 - 20 m;
Ostashkovo moraine unit: discontinuous moraine deposits com-
posed of loamy sand with a thickness of 0 - 30 m;
Moskow-Ostashkovo intermoraine unit: locally distributed de-
posits with a variable composition from sand to pebbles and a
thickness of 0 - 30 m;
Moskow moraine unit: moraine deposits composed of sand and
loam with a thickness of 30-40 m.
1988) e MT3DMS (z
engh
& W
ang
, 1999). Lo scopo generale è quello di
dimostrare la validità dei modelli matematici come strumenti a supporto
delle decisioni nella gestione e nella salvaguardia delle acque sotterranee.
Gli obiettivi specifici sono quelli di ricostruire l’andamento del flusso di
falda in due acquiferi sovrapposti (un acquifero superficiale ed uno in-
termorenico sotteso), comprendendo modalità e localizzazione delle loro
possibili interazioni, e di ipotizzare le modalità di propagazione degli
agenti inquinanti presenti, definendo l’estensione e i probabili bersagli.
L’implementazione di modelli matematici per lo studio di sistemi
acquiferi multistrato di tipo morenico è riportata in diversi lavori, tra cui
M
arTin
& F
rinD
(1998), b
eckers
& F
rinD
(2000, 2001) e k
assenaar
&
W
exler
(2006). L’analisi di questi contributi ha permesso di sviluppare
una metodologia di studio adeguata, comprendente una iniziale carat-
terizzazione del sito, tramite le informazioni fornite dalle autorità russe
(Committee for Nature Use, Environmental Protection and Ecological
Safety, City of St. Petersburg & Mineral State Unitary Company
), una
successiva elaborazione del modello concettuale, volta principalmente
alla definizione delle geometrie tridimensionali del sistema, e l’imposta-
zione, la calibrazione e la simulazione del modello di flusso e di trasporto.
CARATTERIZZAZIONE DEL SITO
L’area di studio, denominata Shuvalovo, è collocata nella periferia
nord-orientale di San Pietroburgo. Con una superficie di circa 25 km
2
, è
caratterizzata dalla contemporanea presenza di aree verdi ed attività pro-
duttive. Il territorio è principalmente pianeggiante, nella parte centrale le
quote sono intorno a 20 m s.l.m. e diminuiscono rapidamente in direzione
sud-ovest fino a raggiungere valori di 5-8 m s.l.m. Nella parte nord orien-
tale è presente una zona collinare con quote massime di 60 m s.l.m (Fig. 1).
Il sistema idrografico è abbastanza articolato e comprende fiumi,
torrenti, laghi e stagni (di origine naturale ed artificiale). Gli elementi
idrologici principali considerati nello studio sono lo stagno Shuvalo-
vsky
, ubicato nella parte meridionale, e il fiume Kamenka, che scorre
attraversando lo stagno da est verso ovest (Fig. 1).
La geologia dell’area è stata ricostruita dall’analisi di 4 sezioni
geologiche e delle successioni stratigrafiche di 338 pozzi.
Le unità geologiche di tipo quaternario presenti nei primi 70 m
di profondità sono così strutturate (b
akharev
et alii, 2009; Fig. 2):
Holocene unit: depositi superficiali distribuiti localmente e com-
posti da torba con uno spessore di pochi m;
Ostashkovo supermoraine unit: depositi di origine glaciale com-
posti da sabbia a granulometria eterogenea con uno spessore va-
riabile da 1 a 20 m;
Ostashkovo moraine unit: depositi morenici distribuiti in maniera
discontinua e formati da sabbia e loam con uno spessore che varia
da 0 a 30 m;
Moskow-Ostashkovo intermoraine unit: depositi distribuiti local-
mente e a composizione variabile da sabbia a ciottoli, con uno
spessore da 0 a 30 m;
Moskow moraine unit: depositi morenici formati da sabbia e loam
con uno spessore di 30-40 m;
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La Ostashkovo supermoraine unit ospita una falda libera e costi-
tuisce l’acquifero superficiale (Fig. 3, a sinistra). La falda superficiale
presenta un valore di soggiacenza molto basso, scorrendo in prossi-
mità del piano campagna. Nella parte orientale dell’area, la forma
delle isopieze segue molto da vicino quella delle isoipse. La dire-
zione di flusso prevalente è da nord-est verso sud-ovest. All’interno
dell’area di studio il carico idraulico varia da una quota massima di
circa 30 m s.l.m. ad una quota minima di circa 3 m s.l.m.
La Moskow-Ostashkovo intermoraine unit ospita una falda confi-
nata e costituisce l’acquifero profondo (Fig. 3, a destra) Questa unità
è presente solo nella parte centrale dell’area (zona di colore rosa in
figura 3), distribuita lungo un cordone che si estende da nord-ovest
verso sud-est. All’interno del cordone il carico idraulico varia da una
valore di 20 m s.l.m. fino a 10 m s.l.m., con un andamento delle iso-
pieze parallelo alla morfologia del cordone.
The Ostashkovo supermoraine unit hosts a superficial shallow
aquifer (Fig. 3, on the left). The groundwater flows near the soil level
at a low depth. In the eastern part of the area, the isopiestic lines are
quite similar to the contour lines. The main flow direction is from
north-east to south-west. Inside the study area, the hydraulic head
level varies from a maximum value of around 30 m a.s.l. to a mini-
mum value of around 3 m a.s.l.
The Moskow-Ostashkovo intermoraine unit hosts a deep con-
fined aquifer (Fig. 3, on the right). This unit only interests the cen-
tral part of the area (pink zone in figure 3) with a shape extending
from north-west to south-east. The hydraulic head varies from 20
m a.s.l. to 10 m a.s.l. The isopiestic lines are parallel to the mor-
phology of the unit.
Fig. 1 - Geomorfologia ed idrologia dell’area di stu-
dio, in nero la traccia della sezione di figura 2
- Geomorphology and hydrology of the study
area, with black line the cross-section showed
in figure 2
Fig. 2 - Sezione geologica sud-ovest nord-est; supermoraine unit in azzurro, intermoraine unit in verde e moraine unit in marrone
- South-west north-east geological cross section; supermoraine unit in blue, intermoraine unit in green and moraine unit in brown
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MODELLAZIONE DEL FLUSSO IDRICO SOTTERRANEO E DEL TRASPORTO DI IDROCARBURI
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, m. R
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, P. C
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, P. V
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La direzione di flusso della falda profonda è un elemento incerto,
di non immediata interpretazione. Dalla carta piezometria locale (Fig.
3 a destra) si deduce un andamento da nord-est verso sud-ovest, in
questo caso il flusso di alimentazione dovrebbe provenire dall’unità
morenica a bassa permeabilità presente a nord-est. L’analisi a una
scala più ampia, che considera l’estensione dell’intera unità intermo-
renica, fa emergere una alimentazione della porzione di cordone ana-
lizzato proveniente invece da nord-ovest.
I due acquiferi sono separati da un acquitardo formato dalla
Ostashkovo moraine unit, che risulta però eroso nella parte centrale
dell’area mettendo in comunicazione le due falde. L’estensione della
zona di erosione costituisce un elemento di incertezza, poiché è dimo-
strata da dati sperimentali per una limitata porzione di area (in colore
arancio in Fig. 3, a destra), mentre è solo supposta per una maggiore
porzione di area (in colore verde in Fig. 3, a destra). La configurazio-
ne della zona di erosione è stata successivamente chiarita attraverso
l’implementazione del modello di flusso.
MODELLO CONCETTUALE
L’importanza della realizzazione di un accurato modello concet-
tuale per la modellazione di complessi sistemi acquiferi è già stata
evidenziata in letteratura (T
rolDborg
, 2004). In particolare viene sot-
tolineato come una precisa definizione delle geometrie tridimensionali
di un complesso acquifero morenico multistrato risulti necessaria per
una corretta simulazione del flusso sotterraneo (M
arTin
& F
riD
, 1998).
La complessa struttura del sistema idrogeologico è stata schematiz-
zata attraverso la costruzione di numerosi strati corrispondenti alle di-
verse unità idrogeologiche. Per ogni strato sono state definite le super-
fici del tetto e del letto, elaborando con metodi di analisi geostatistica,
per mezzo di interpolazione Kriging (D
avis
, 1986), le informazioni de-
rivate dalle sezioni e dalle successioni stratigrafiche dei pozzi presenti
The flow direction of the confined aquifer is an uncertain ele-
ment. A NE-SW flow direction is deduced from the local piezo-
metric map (Fig. 3, on the right), with a northern and eastern ingo-
ing water coming from the low-permeability moraine unit. On the
other hand, a bigger scale analysis, considering the whole extent
of the intermoraine unit, underlines an ingoing water coming from
northern and western direction.
The two aquifers are separated by an aquitard (the Ostashkovo
moraine unit). It is eroded in the central part of the area, connecting
the two aquifers. The extent of the erosion zone is uncertain: it is
validated for a restricted area (orange zone in Fig. 3, on the right)
while it is only supposed for a larger area (green zone in Fig. 3, on
the right). The erosion zone extent has been clarified through flow
model implementation.
CONCEPTUAL MODEL
The importance of an accurate conceptual model construction
for the simulation of complex aquifer systems is well underlined in
literature (T
rolDborg
, 2004). In particular, it is highlighted a good
three-dimensional geometry elaboration for a moraine multi-aquifer
systems as essential to model the groundwater flow system correctly
(M
arTin
& F
riD
, 1998).
The complex hydrogeological structure has been schematized
through various layers, corresponding to the different hydrogeo-
logical units. For each layer the top and bottom surfaces have been
defined elaborating the information of cross sections and well strati-
graphies with geostatistical analysis by mean of Kriging interpola-
tion (D
avis
, 1986). In this way the whole three-dimensional system
Fig. 3 - Carta piezometrica dell’acquifero superficiale, a sinistra, e carta piezometrica e morfologica dell’acquifero profondo, a destra, dove sono eviden-
ziate l’estensione del cordone intermorenico (in viola), della zona di erosione verificata (in arancio) e della zona di erosione supposta (in verde)
- Piezometric map of the superficial aquifer , on the left, and piezometric & morphologic map of the deep aquifer, on the right; intermoraine unit
extent in pink, validated erosion zone in orange and supposed erosion zone in green
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nell’area. In questo modo sono state ricostruite le geometrie tridimen-
sionali dell’intero sistema. In totale è stato realizzato un modello ad
otto strati (Fig. 4). Le corrispondenze tra elementi reali e simulati sono:
• Strato 1 - il sistema idrologico superficiale;
• Strato 2 - il corpo centrale dell’acquifero libero;
• Strato 3 - la lente di sabbia eterogenea presente sul fondo dell’acqui-
fero superficiale che regola l’interazione con l’acquifero profondo;
• Strato 4 - l’acquitardo di separazione;
• Strato 5 - i depositi a granulometria fine dell’acquifero profondo;
• Strato 6 - i depositi a granulometria media dell’acquifero profondo;
• Strato 7 - i depositi a granulometria grossolana dell’acquifero profondo;
• Strato 8 - l’acquicludo basale.
Tutti gli strati ricostruiti sono continui e non subiscono interru-
zioni, anche se nella situazione reale si presentano come disconti-
nui (es. cordone intermorenico; Fig. 4). Questo aspetto è dovuto alle
caratteristiche del modello matematico alle differenze finite che non
supporta strati di tipo discontinuo. Le discontinuità presenti nel caso
reale sono state ricostruite nel modello tramite un’accurata zonazione
delle conducibilità idrauliche all’interno di ogni strato. Tutte le super-
fici elaborate sono riportate in Fig. 5.
geometry has been reconstructed. An eight layer model has been
realized (Fig. 4). The correspondence between real and simulated
elements is listed below:
• layer 1 - the hydrological system;
• layer 2 - the shallow aquifer main part;
• layer 3 - the loamy sand lens which regulates the water exchange
between the two aquifers;
• layer 4 - the aquitard;
• layer 5 - the deep aquifer fine grain deposits;
• layer 6 - the deep aquifer medium grain deposits;
• layer 7 - the deep aquifer coarse grain deposits;
• layer 8 - the aquiclude.
Although in reality the layers are discontinuous, in the mathe-
matical model they are all continuous and have no interruptions (i.e.
intermoraine unit; Fig. 4). This aspect is generated by the finite dif-
ference mathematical model, which does not support a discontinu-
ous layer type. In application of the model, the real discontinuities
have been reconstructed through an accurate distribution of hydraulic
conductibility inside each layer. All the elaborated surfaces are rep-
resented in Fig. 5.
Fig. 4 - Dalle geometrie del sistema reale alle geometrie del modello ad 8 strati
- The three pollution sources position, in violet (oil) and in pink (benzene)
Fig. 5 - Geometrie tridimensionali del sistema
con ubicazione e profondità dei pozzi
- From the real system geometry to the 8
layers model geometry
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MODELLAZIONE DEL FLUSSO IDRICO SOTTERRANEO E DEL TRASPORTO DI IDROCARBURI
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IMPOSTAZIONE DEL MODELLO DI FLUSSO
Il codice applicato, MODFLOW, è un modello numerico di flusso
tridimensionale alle differenze finite. Sviluppato dal Servizio Geo-
logico Americano (USGS), è costituito da una serie di moduli, detti
pacchetti, ciascuno capace di modellare i diversi aspetti idrogeologici
sia naturali che antropici. L’equazione generale che governa il flusso
idrico sotterraneo, risolta dal modello, è la seguente:
dove:
Kx, Ky, Kz, conducibilità idraulica lungo gli assi x, y e z;
h, carico potenziometrico;
W, flusso in ingresso e/o uscita da sorgente;
Ss, immagazzinamento specifico;
t, tempo.
Nell’impostazione del modello di flusso sono state definite le ge-
ometrie tridimensionali, le condizioni al contorno e le proprietà idro-
geologiche.
Il dominio spaziale dell’area (25 km
2
di superficie e 50-70 m di
profondità) è stato discretizzato con una griglia tridimensionale for-
mata da 100 righe, 130 colonne e 8 strati con celle di 50 m x 50 m e
spessore variabile.
Le condizioni al contorno sono state impostate utilizzando limiti
del primo, secondo e terzo tipo (a
nDerson
& W
oessner
, 1992). Sono
stati inseriti sia limiti di tipo idrologico reale, per modellizzare i corpi
idrici superficiali presenti, sia limiti di tipo idraulico artificiale, per
simulare le particolari condizioni idrauliche del sistema, descritte di
seguito in dettaglio.
Per l’acquifero superficiale (Fig. 6), i corpi idrici presenti, come
fiumi, torrenti, laghi e stagni sono stati modellati attraverso elementi
RIVER, GHB e DRAIN. Sono stati imposti anche una serie di limiti
di tipo artificiale. Lungo il confine nord-orientale dell’area è stato
inserito un elemento COSTANT HEAD che rappresenta il flusso di
ricarica da monte proveniente dalla zona collinare. Lungo il confine
meridionale è stato impostato un elemento GHB che simula le va-
riazioni di carico idraulico presenti ai margini dell’area di studio. La
sua forma incurvata è stata definita al fine di modellare il forte effetto
drenante esercitato dallo stagno Shuvalovsky.
Per simulare con maggiore precisione il flusso presente nella
parte centrale dell’area, interessata dal fenomeno d’inquinamento,
è stato inserito un altro elemento GHB. Questo limite corrisponde
all’isolinea 20 m s.l.m. presente nella carta piezometrica elaborata
dalle autorità russe (Fig. 3, a sinistra).
Il modello di flusso MODFLOW presenta delle difficoltà nella si-
mulazione di sistemi caratterizzati dalla presenza di una tavola d’ac-
qua in prossimità del piano campagna. Prendendo in considerazione
solo la parte satura del sottosuolo, il modello non riesce a simulare gli
effetti regolatori del suolo insaturo nell’oscillazione verticale dell’ac-
qua sotterranea. Nella parte centro-occidentale dell’area di studio, il
profilo morfologico del terreno si abbassa rapidamente e la falda si
avvicina drasticamente al piano campagna. Per evitare che il modello
FLOW MODEL SETTINGS
The applied code, MODFLOW, is a three-dimensional finite-dif-
ference numerical flow model. Developed by the United States Geo-
logical Survey (USGS), it consists of a series of modules, called pack-
ages, each one of which is designed to model a particular aspect of
the hydrogeological system. The general equation governing the flow
field, resolved by the model, is expressed by the following expression:
where:
Kx, Ky, Kz, hydraulic conductivity along the x, y and z coordinate axes;
h, potentiometric head;
W, volumetric flux represents sources and/or sinks of water;
Ss, specific storage;
t, time.
Three-dimensional geometries, boundary conditions and hy-
drogeological properties have been defined in the flow model set-
tings.
The spatial domain of the area (25 km
2
of surface and 50-70 m of
depth) has been discretised with a three-dimensional grid, composed
of 100 lines, 130 columns and 8 layers with cells of 50 m x 50 m of
varying thickness.
Boundary conditions have been set using first, second and third
limit types (a
nDerson
& W
oessner
, 1992). Hydrological real ele-
ments and hydraulic artificial elements have been inserted to model
superficial water bodies and particular hydraulic conditions of the
system respectively. The detailed description of these particular hy-
draulic conditions follows.
For the superficial aquifer (Fig. 6), water bodies, such as rivers,
streams, lakes and ponds, have been modelled through RIVER, GHB
(general head boundary) and DRAIN elements. Some artificial limits
have also been imposed. Along the northern and eastern area border,
a COSTANT HEAD element has been inserted to represent the inflow
coming from the hilly zone. Along the southern area border a GHB
element has been inserted to simulate the hydraulic head variation. Its
curved shape is generated to model the strong drainage effect of the
Shuvalovsky pit.
In order to have a better flow simulation in the central part of the
area, where the pollution case is located, another GHB element has
been inserted. This limit corresponds to the 20 m isopiestic line, taken
from the piezometric map elaborated by the Russian authorities (Fig.
3, on the left).
The MODFLOW code has some difficulties in modelling hydr-
ogeological systems with a low depth water table. It is not able to
simulate the regulating effect of the unsaturated zone in water table
vertical oscillation, because it considers only the subsoil saturated
zone. In the western and central part of the study area, the water table
comes very near to the soil level, but flooding zones have not been
observed. A DRAIN element system has been inserted in order to
avoid a simulated water table above the soil level. In this way the
simulated head is forced below the soil surface.
∂ (K
x
• ∂h/∂x) / ∂x + ∂ (K
y
• ∂h/∂y) / ∂y + ∂ (K
z
• ∂h/∂z) / ∂z - W = S
s
•∂h/∂t
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simuli un carico idraulico superiore alla quota del piano campagna, in
un’area dove non sono presenti evidenze di allagamento, è stato inse-
rito un sistema di elementi DRAIN. In questo modo il carico simulato
è vincolato ad una quota inferiore a quella del piano campagna.
Per l’acquifero profondo sono stati inseriti solo limiti di tipo
idraulico artificiale attraverso elementi GHB.
Visto il grado d’incertezza nell’andamento del sistema di flusso,
sono stati considerati solo gli elementi che presentano maggiore va-
lidità e certezza. Essi consistono nei livelli piezometrici misurati nei
pozzi che intercettano l’acquifero profondo e nel flusso d’ingresso dal
confine settentrionale del cordone.
Per tutti i corpi idrici superficiali, le quote inserite sono state estra-
polate dalle carte idrometriche, mentre i parametri costitutivi (profon-
dità, larghezza, ecc.) e il valore di conducibilità dei letti sono stati de-
rivati dalle sezioni e dalle descrizioni qualitative e quantitative fornite
dalle autorità russe. Per gli elementi idraulici artificiali, i parametri in-
seriti sono stati derivati dalle proprietà idrogeologiche degli acquiferi.
Per quanto riguarda le proprietà idrogeologiche del sistema, è sta-
ta definita la distribuzione della conducibilità idraulica, in base alle
carte litologiche fornite dai partners russi. Sono state impostate 6 dif-
ferenti classi di permeabilità, con valori che variano da un minimo di
10-3 m/g ad un massimo di 10 m/g (Fig. 7).
For the deep aquifer, only artificial hydraulic limits have been in-
serted through GHB elements. Referring to the uncertainty of the flow
system, only reliable hydraulic elements have been considered. These
elements are the measured head in the deep well and the groundwater
inflow through the northern shape border.
The hydrometric values for all superficial water bodies have
been extrapolated by maps, while the constitutive parameters
(depth, width, etc.) and the river bed conductivity values have been
derived from the sections and from a qualitative and quantitative
description elaborated by the Russian authorities. The parameters of
artificial hydraulic elements have been derived from the hydrogeo-
logical properties of the aquifers.
Hydraulic conductivity distribution has been defined by means
of lithological maps provided by the Russian partners. Six different
classes of permeability have been defined, with varying values from a
minimum of 10-3 m/d to a maximum of 10 m/d (Fig. 7).
Fig. 6 - Condizioni al contorno per l’acquifero superficiale
- Boundary conditions for the superficial shallow aquifer
Fig. 7 - Conducibilità idraulica (m/g) per lo strato 1, a sinistra, e per la sezione in riga 69, a destra. Con la linea rossa il tracciato della sezione
- Hydraulic conductivity (m/d) for layer 1, on the left, and for row 69, on the right. With the red line the shape of the cross section
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MODELLAZIONE DEL FLUSSO IDRICO SOTTERRANEO E DEL TRASPORTO DI IDROCARBURI
IN UN’AREA NELLA CITTA’ DI SAN PIETROBURGO (RUSSIA)
12
T. B
onomi
, L. F
umagaLLi
, m. R
oTiRoTi
, P. C
anePa
, P. V
aLenTini
& m. F
asoLi
MODELLO DI FLUSSO SIMULATO
Il flusso è stato simulato in condizioni di tipo stazionario, riferite
ai livelli massimi di falda, in modo tale da assicurare condizioni di
tipo cautelativo nella successiva fase di modellazione del trasporto.
La simulazione del flusso è stata calibrata in base all’analisi statisti-
ca dei valori residui, definiti come differenza tra carico idraulico misu-
rato nei pozzi (targets) e carico idraulico simulato. Per l’acquifero su-
perficiale sono stati inseriti 165 targets, mentre per quello profondo sono
stati considerati solo 7 targets, in accordo con le misurazioni disponibili.
Seguendo la metodologia di precedenti lavori (M
arTin
& F
rinD
,
1998), al fine di stabilire la corretta estensione della zona di erosione
dell’acquitardo, in modo da comprendere il grado d’interazione tra ac-
quifero superficiale ed acquifero profondo, sono state impostate due
differenti simulazioni (1 e 2), caratterizzate da una diversa distribuzio-
ne della conducibilità idraulica per lo strato di separazione. In figura
8 è evidenziata con la linea verde la zona di supposta erosione. Nella
simulazione numero 1 (Fig. 8, a sinistra), è stata inserita una finestra a
permeabilità maggiore (0,1 m/g) in modo da modellare una più estesa
zona di erosione. Nella simulazione numero 2 (Fig. 8, a destra) non è
presente questa finestra e la conducibilità assume il valore dell’intorno
(10
-3
m/g), in modo da simulare una minore zona di erosione. La pic-
cola area evidenziata dal colore rosa in figura 8 è una zona di erosione
confermata da dati sperimentali ed è stata modellata per entrambe le
simulazioni con una finestra a permeabilità maggiore (0,5 m/g).
Il sistema di flusso simulato è rappresentato in Fig. 9 (simulazio-
ne 1) ed in Fig. 10 (simulazione 2).
In entrambi i casi il sistema di flusso simulato assume una con-
figurazione che si avvicina abbastanza bene a quella presente nella
carta piezometrica fornita dalle autorità russe. Per l’acquifero super-
ficiale sono stati riprodotti i principali gradienti idraulici, le direzioni
di flusso e gli effetti drenanti dei corpi idrici superficiali, in particolar
modo per lo stagno Shuvalovsky.
L’inserimento del limite GHB corrispondente all’isopieza 20 m
contribuisce ad un miglior dettaglio del flusso riprodotto nella parte
centrale dell’area, così come il sistema di dreni assicura il livello della
tavola d’acqua al di sotto del piano campagna. Il sistema di flusso
SIMULATED FLOW MODEL
The flow model has been simulated with steady-state conditions,
referred to the maximum water table level. This assumption ensures
precautionary conditions for the following transport model phase.
The simulated flow model has been calibrated by means of
residual value statistical analysis. Residual values are defined as
the difference between the measured and the simulated hydrau-
lic head in targets (wells located in the study area). 165 targets
have been inserted for the superficial aquifer, while only 7 targets
have been considered for the deep aquifer, according to available
measurements.
Following the methodology of previous works (M
arTin
&
F
rinD
, 1998), two simulations (1 & 2) have been elaborated with
different hydraulic conductivity settings which aim to define the
real extent of the aquitard erosion zone and understand the relation-
ships between superficial and deep aquifers. The supposed erosion
zone is outlined in green in figure 8. In simulation 1, for the aqui-
tard layer (Fig. 8, on the left) a higher permeability window (0.1
m/d) has been inserted in order to model a larger erosion zone. In
simulation number 2 (Fig. 8, on the right) this window has not been
inserted and the conductivity has the same value as the surround-
ings (10
-3
m/d), in order to simulate a smaller erosion zone. In Fig.
8 the small pink area is an erosion zone validated from experimen-
tal data which has been modelled for both simulations with a higher
permeability value (0.5 m/d).
The simulated flow model is shown in Fig. 9 (simulation 1) and
in Fig. 10 (simulation 2).
In both cases the simulated flow system is similar to the piezomet-
ric map made by the Russian authorities. In the superficial aquifer the
main hydraulic gradient, the flow directions and the drainage effects
of the water bodies, especially for the Shuvalovsky pit, are shown.
The GHB limit, corresponding to the 20 m isopiestic line, generates a
more detailed simulation for the central area, while the drain system
forces the water table under the soil level. The simulated flow in the
deep aquifer underlines a complex groundwater movement system,
which moves mainly from east to west.
Fig. 8 - Distribuzione della conducibilità per l’acquitardo di separazione nella simulazione 1, a sinistra, e nella simulazione 2, a destra; l’area di supposta erosione
è evidenziata in verde
- Conductivity distribution for the aquitard in simulation 1, on the left, and in simulation 2, on the right. The shape of the supposed erosion zone is outlined in green
background image
GROUNDWATER FLOW & TRANSPORT MODELS FOR AN OIL POLLUTED AREA
IN THE CITY OF SAINT PETERSBURG (RUSSIA)
13
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 1 (2012)
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simulato per l’acquifero profondo evidenzia un andamento comples-
so della direzione di movimento della falda, che sembra comunque
dirigersi prevalentemente da est verso ovest.
Dal confronto tra la prima e la seconda simulazione sono emersi
elementi utili alla definizione delle relazioni esistenti tra i due ac-
quiferi. L’analisi del bilancio di massa effettuato lungo la zona di
erosione dimostra come per entrambe le simulazioni si verifichi un
movimento d’acqua dall’acquifero superficiale verso l’acquifero pro-
fondo. Nella simulazione numero 2, il flusso in ingresso nel cordone è
inferiore di circa il 23 % rispetto a quello della simulazione 1. L’ana-
lisi generale dei valori residui per le due simulazioni non fa emergere
significativi cambiamenti, i valori sono molto simili.
Le differenze maggiori nell’andamento della piezometria simula-
ta si registrano nell’acquifero profondo, in particolar modo nella par-
te meridionale del cordone, dove l’assenza di condizioni al contorno
The comparison between the first and the second simulation
can provide useful elements for defining the existing relationships
between the two aquifers. From the analysis of the erosion zone
mass budget it is possible to understand how groundwater moves
from superficial to deep aquifer in both simulations. In simulation
number 2, the intermoraine aquifer inflow decreases by about 23%
compared to simulation 1. The analysis of residual values for the
two simulations does not show meaningful changes so these val-
ues are very similar.
The greatest differences between the two simulations are found
in the deep aquifer, especially in the southern part of the area, where
the boundary conditions are absent. In this zone there are only two
targets with statistical meaning. The other targets, bounded by GHB
elements, do not give useful information for evaluating the simulat-
ed flow system. The residual values of the two southern targets vary
Fig. 9 - Sistema di flusso risultante per la simulazione 1 nello strato 1 (acquifero libero), a sinistra, e nello strato 6 (acquifero profondo), a destra
- Simulated flow model for simulation 1 in layer 1 (superficial aquifer), on the left, and in layer 6 (deep aquifer), on the right
Fig. 10 - Sistema di flusso risultante per la simulazione 2 nello strato 1 (acquifero libero), a sinistra, e nello strato 6 (acquifero profondo), a destra
- Simulated flow model for simulation 2 in layer 1 (superficial aquifer), on the left, and in layer 6 (deep aquifer), on the right
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MODELLAZIONE DEL FLUSSO IDRICO SOTTERRANEO E DEL TRASPORTO DI IDROCARBURI
IN UN’AREA NELLA CITTA’ DI SAN PIETROBURGO (RUSSIA)
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T. B
onomi
, L. F
umagaLLi
, m. R
oTiRoTi
, P. C
anePa
, P. V
aLenTini
& m. F
asoLi
non pone dei vincoli al sistema di flusso. In questa zona sono presenti
gli unici due targets per l’acquifero profondo che possiedono signi-
ficato statistico, gli altri, vincolati da elementi GHB, non forniscono
informazioni utili alla valutazione del sistema di flusso simulato. I
valori residui dei due targets meridionali variano da 0,24 m e 0,51 m
per la simulazione 1, a 0,53 m e 1,03 m per la simulazione 2.
Questi dati evidenziano un migliore andamento del sistema di
flusso per la simulazione 1, ovvero per la configurazione con una
maggiore estensione della zona di erosione nell’acquitardo.
Per la simulazione 1, considerata più vicina al caso reale, viene
presentata l’analisi statistica dei valori residui (Fig. 11). Il valore me-
dio dei residui risulta essere di 0,58 ± 0,78. Il rapporto tra la deviazio-
ne standard dei residui e l’intervallo di quote piezometriche simulato
viene utilizzato come indice di errore di un modello. Il valore risul-
tante del 5 % è al di sotto dell’ 8 %, considerato come limite per un
modello significativo (F
einsTein
, 2007).
Un altro elemento che conferma la validità della simulazione
ottenuta è la percentuale di errore sul bilancio di massa, che per la
simulazione 1 si attesta su un valore di 0,023 %.
IMPOSTAZIONE DEL MODELLO DI TRASPORTO
Il codice applicato, MT3DMS, è un modello tridimensionale di
trasporto multi specie per la simulazione di meccanismi di advezione,
dispersione e reazione chimica. Il modello simula le variazioni di con-
centrazione degli agenti inquinanti (o naturali) presenti nel sottosuolo
considerando il campo di flusso risolto da MODFLOW e risolvendo la
seguente equazione di governo del trasporto:
dove :
θ, porosità efficace dell’acquifero;
C
k
, concentrazione in soluzione delle specie k;
t, tempo;
x
i,j
, distanza lungo i rispettivi assi cartesiani;
from 0.24 m and 0.51 m for the simulation 1 to 0.53 m and 1.03 m
for simulation 2. These data underline better results for simulation
1, and give a more precise configuration with a bigger extent of the
erosion zone in the aquitard.
For simulation 1, which is considered more realistic, the statisti-
cal analysis of residual values is shown in picture 11. The residual
average value is 0.58 ± 0.78. The ratio between the residual standard
deviation and the observed range in head is used as model error index.
The 5% resultant value is below the 8%, considered as the limit for a
good model (F
einsTein
, 2007).
Another element that confirms the simulation validity is the water
mass balance error. For simulation 1 this value is 0.023%.
TRANSPORT MODEL SETTINGS
The applied code, MT3DMS, is a three-dimensional multispecies
transport model that can simulate advection, dispersion and chemical
reaction. The model simulates the pollutant (or natural) concentration
variations in groundwater, considering the simulated flow field by
MODFLOW and resolving the following equation:
where:
θ, effective porosity;
C
k
, dissolved concentration of species k;
t, time;
x
i,j
, distange along the respective Cartesian axis;
Fig. 11 - Grafico dei carichi misurati contro i carichi simulati nei targets, a sinistra, grafico dei carichi osservati contro i valori residui,
a destra, e analisi statistica dei valori residui, sotto, per la simulazione 1
- For simulation 1: observed versus simulated target head values (m a.s.l.) on the left; observed (m a.s.l.) versus residual (m)
values, on the right; statistical parameters for residual values, below
∂ (θ •C
k)
/ ∂t = ∂ (θ •D
ij
•∂C
k
/∂x
j
) / ∂x
i
- ∂ (θ • v
i
•C
k
) / ∂x
i
+ q
s
•C
k
s
+ ΣR
n
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D
ij
, hydrodynamic dispersion coefficient;
v
i
, linear pore water velocity;
q
s
, volumetric flow rate representing fluid sources and sinks;
C
k
s
, concentration of the source or sink flux for specie k;
R
n
, chemical reaction term.
Considering the absence of field measure, the transport model
settings concern the hypothetical definition of the source properties
and the hydrogeological, hydrodispersive and hydrochemical charac-
teristics, needed to determine the advective-dispersive mechanisms
with degradation and sorption reactions.
The three contamination sources have been represented with first
type boundary conditions. Three punctual elements (S1, S2 & S3)
have been inserted, for a 10 year period and with constant concentra-
tion (hypothesized value = 1 g/l; Fig. 12).
Effective porosity distribution has been defined following hy-
draulic conductibility distribution, selecting literature values (b
ereT
-
Ta
, 1992). Six zones have been defined with values varying from a
maximum of 0.22 to a minimum of 0.1.
Dispersivity has been defined with two zones related to the aqui-
fers and to the lower permeability layers (aquitard and aquiclude). To
determinate the longitudinal dispersivity value, the following expres-
sion was considered (M
ercaDo
, 1967):
where:
α
L
, longitudinal dispersivity;
x, plume length;
a e b, empirical coefficients.
With a & b defined for general aquifers (a = 0.085 e b = 0.96;
M
ercaDo
, 1967) and x equal to 300 m, the distance between the cen-
tral source and the Shuvalovsky pit, the computed value of longitudi-
nal dispersivity is 20.3 m.
In order to define transversal and vertical dispersivity values, the
following expressions were considered (g
elhar
et alii, 1992):
D
ij
, coefficiente di dispersione idrodinamica;
v
i
, velocità reale dell’acqua nei pori;
q
s
, flusso in ingresso e/o uscita da sorgente;
C
k
s
, concentrazione alla sorgente delle specie k;
R
n
, termine di reazione chimica.
L’impostazione del modello di trasporto, considerando l’assenza di
misure in campo, è stata effettuata ipotizzando i valori delle proprietà
delle sorgenti e delle caratteristiche idrogeologiche, idrodispersive ed
idrochimiche necessarie alla determinazione dei processi advettivi-di-
spersivi considerando reazioni di adsorbimento e degradazione.
Le tre sorgenti di contaminazione (S1, S2, S3; Fig. 12) sono state
rappresentate per mezzo di una condizione di primo tipo assegnata
con elementi puntuali cui è attribuita una concentrazione ipotetica di
1 g/l di durata pari a 10 anni.
La distribuzione della porosità efficace è stata definita seguendo
quella della conducibilità idraulica ed assegnando valori da letteratu-
ra (b
ereTTa
, 1992). In complesso sono state definite 6 zone con valori
che variano da un massimo di 0.22 ad un minimo di 0.1.
La dispersività viene definita con due differenti valori riferiti ri-
spettivamente agli acquiferi ed agli strati a bassa permeabilità (acqui-
tardo ed acquicludo). Per l’individuazione del valore di dispersività
longitudinale della zona riferita agli acquiferi è stata considerata la
seguente espressione (M
ercaDo
, 1967):
dove:
α
L
, dispersività longitudinale;
x, distanza percorsa dal pennacchio;
a e b, coefficienti empirici.
Con a e b definiti per gli acquiferi in genere (a = 0,085 e b =
0,96; M
ercaDo
, 1967) e x pari a 300 m, distanza tra la sorgente set-
tentrionale e lo stagno Shuvalovsky, la relazione calcola un valore di
dispersività longitudinale pari a 20,3 m.
Nella definizione delle dispersività trasversale e verticale vengono
prese in considerazione le seguenti espressioni (g
elhar
et alii, 1992):
Fig. 12 - Impostazione delle sorgenti inquinanti:
S1 a nord, S2 a ovest e S3 ad est
- The three sources: the northern (S1),
the western (S2) and the eastern (S3)
α
L
(x) = a • x
b
α
T
= 0,1 • α
L
α
V
= 0,01 • α
L
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MODELLAZIONE DEL FLUSSO IDRICO SOTTERRANEO E DEL TRASPORTO DI IDROCARBURI
IN UN’AREA NELLA CITTA’ DI SAN PIETROBURGO (RUSSIA)
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T. B
onomi
, L. F
umagaLLi
, m. R
oTiRoTi
, P. C
anePa
, P. V
aLenTini
& m. F
asoLi
I valori risultanti di α
T
e α
V
sono rispettivamente 2,03 m e 0,203
m. I valori di dispersività della zona riferita all’acquitardo e all’acqui-
cludo sono stati impostati con un ordine di grandezza minore rispetto
a quelli precedentemente calcolati in modo da evidenziare le proprie-
tà isolanti degli strati a bassa permeabilità.
Per quanto riguarda la definizione delle proprietà idrochimiche, è
stato scelto come composto di riferimento il benzene. Questa impo-
stazione assicura condizioni di tipo cautelativo data la bassa degrada-
bilità di questo composto rispetto agli idrocarburi lineari.
Il processo di adsorbimento produce un effetto di ritardo del tra-
sporto degli inquinanti che viene definito dalla seguente relazione:
con:
ρ
d
, densità apparente dell’acquifero;
K
d
, coefficiente di distribuzione tra fase disciolta e adsorbita in un
modello lineare;
n, porosità totale dell’acquifero.
Il coefficiente di distribuzione regola l’equilibrio tra la fase di-
sciolta e quella adsorbita di un composto inquinante. Per le specie
chimiche di tipo organico il K
d
è definito dall’espressione:
dove:
f
oc
, contenuto in carbonio organico del suolo;
K
oc
, coefficiente di ripartizione tra acqua e carbonio organico.
Il K
oc
è definito a partire dal coefficiente di ripartizione ottanolo/
acqua (K
ow
) in base ad alcune relazioni di tipo empirico. Nel presente
studio è stata considerata la seguente relazione (l
yMan
, 1982) riferita
a composti aromatici:
Con un valore di log(K
ow
) pari a 2.13 (s
PiTz
& M
oreno
, 1996) ed
una valore di f
oc
pari a 0.00023, riferito alla classe litologica “fine to
medium glacio-fluvial sand” (g
illhaM
et alii, 1987), il coefficiente di
distribuzione calcolato presenta un valore di 0.022 cm
3
/g.
Il valore di densità apparente impostato è di 1,7 g/cm
3
(F
ein
-
sTein
, 2007).
L’intensità dei processi degradativi all’interno di un sistema ac-
quifero dipende fortemente dalle condizioni sito-specifiche, da pa-
rametri come quantità di microrganismi presenti, concentrazione di
ossigeno, concentrazione di macronutrienti, temperatura, ph, ecc.
In letteratura il tempo di dimezzamento del benzene presenta un signi-
ficativo intervallo di valori possibili: da 10 a 730 g (h
oWarD
et alii, 1991).
Nel presente lavoro è stato considerato un valore intermedio pari a 365 g.
MODELLO DI TRASPORTO SIMULATO
A differenza del modello di flusso, simulato in regime stazionario,
il modello di trasporto è stato elaborato con un regime di tipo transi-
torio, dove i valori di concentrazione simulati nel sistema variano al
variare del tempo, anche se le condizioni al contorno sono state definite
con valori stazionari (C
S1,2,3
= 1 g/l per la durata dell’intera simulazio-
where:
α
T
, transversal and dispersivity;
α
V
, vertical dispersivity.
The computed values of α
T
& α
V
are respectively 2.03 m and
0.203 m. The dispersivity values of the aquitard and the aquiclude
has been set with a smaller value of magnitude in order to underline
the insulating property of low permeability layers.
To define hydrochemical properties, benzene has been selected as
reference compound. This assumption ensures precautionary conditions
because benzene has low degradability compared to linear hydrocarbons.
The sorption process produces a pollutant retard effect defined by
the following expression:
with:
ρ
d
, bulk density;
K
d
, distribution coefficient;
n, total aquifer porosity.
The distribution coefficient regulates the equilibrium between the
pollutant’s dissolved and sorbed phases. For the organic species K
d
is
defined by the following expression:
where:
f
oc
, fraction of organic carbon in soil material;
K
oc
, organic carbon partition coefficient.
The K
oc
is defined with an empirical relationship which consid-
ers the distribution coefficient between octanol and water (K
ow
). This
study has considered the following relationship (l
yMan
, 1982), refer-
ring to the aromatic compounds:
With a value of log(K
ow
) equal to 2.13 (s
PiTz
& M
oreno
, 1996)
and a value of f
oc
equal to 0.00023, referred to the lithological class
fine to medium glacio-fluvial sand” (g
illhaM
et alii, 1987), the com-
puted value of distribution coefficient is 0.022 cm
3
/g.
The considered bulk density value is 1.7 g/cm3 (F
einsTein
, 2007).
The rate of groundwater degradation strongly depends on
site-specific conditions, like quantity of micro-organisms, oxy-
gen concentration, macronutrient concentration, temperature,
ph, etc.
The literature of benzene’s half-life time introduces a large inter-
val of possible values: from 10 to 730 days (h
oWarD
et alii, 1991). In
this work a mean value of 365 days has been considered.
SIMULATED TRANPORT MODEL
Unlike the flow model, simulated with steady-state condition,
the transport model has been elaborated with transient condition,
where simulated concentration values vary with time, even though
boundary conditions have been set with constant value (C
S1,2,3
= 1
g/l for the whole simulation). Therefore it is necessary to define the
R = 1 + ρ
d
K
d
/ n
K
d
= f
oc
• K
oc
log(K
oc
)= 0.937 log(K
ow
) - 0.006
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GROUNDWATER FLOW & TRANSPORT MODELS FOR AN OIL POLLUTED AREA
IN THE CITY OF SAINT PETERSBURG (RUSSIA)
17
Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 1 (2012)
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simulation time (stress period), divided into intermediate intervals
(transport time steps).
In this case the stress period has been set with an indicative value
of 3650 days (10 years), while the time step length is selected by the
solver, considering calculation needs.
Considering the absence of soil and groundwater chemical anal-
ysis, the model cannot be set on real data. In this case the model is
used as a preliminary analysis method, with the purpose of directing
future field analyses: from the definition of the probable polluted
areas to the definition of the most important transport parameters.
Advective-dispersive mechanisms, with degradation and sorption
reactions, have been considered.
The selected mathematical solver is the TVD (Total Variation Di-
minishing), a Eulerian superior order type (z
heng
& W
ang
, 1999).
This method has greater computational requirements but can mini-
mize both numerical dispersion and artificial oscillation, producing a
smaller mass balance error level.
The simulated transport model, after 10 years, is represented in
picture 13.
It is possible to observe how contamination affects a small zone
of the study area. The Shuvalovsky pit has high drainage which limits
pollution extent and becomes the main pollution target. The contami-
nation of deeper layers shows intermoraine aquifer vulnerability to a
superficial pollution phenomenon.
The plumes generated by the three sources (S1, S2 & S3) con-
verge, after a short path, inside the water bodies (Kamenka River and
Shuvalovsky pit).
The S2 & S3 plumes have a particular morphology, with a pol-
luting mass flow that moves in the opposite direction to groundwater
flow. This effect is produced by the small distance between the two
sources and the pit. The polluting mass remains in proximity of the
pit and spreads in a direction opposite to the water flow. The drainage
effect of the Kamenka River increases this effect for the S3 plume. In
ne). Risulta necessario definire quindi la durata del tempo di calcolo
(stress period), suddiviso in intervalli intermedi (transport time steps).
In questo caso lo stress period è stato impostato con un valore in-
dicativo di 3650 giorni (10 anni), mentre la scelta della durata dei time
steps viene lasciata al risolutore, in base alle proprie esigenze di calcolo.
Vista l’assenza di analisi quantitative sulla presenza degli idrocar-
buri nella falda e nel suolo, il modello non può essere tarato su dati
di tipo reale. In questo caso lo strumento modellistico viene utiliz-
zato come metodo di analisi preliminare, con l’obbiettivo di fornire
indicazioni per successive analisi in campo: dalla definizione delle
probabili aree coinvolte dalla contaminazione, alla definizione dei
parametri che maggiormente influenzano i meccanismi di trasporto.
Nel presente lavoro sono stati considerati meccanismi di tipo advetti-
vo-dispersivo, con presenza di reazioni di adsorbimento e degradazione.
Il risolutore matematico applicato è il TVD (Total Variation Di-
minishing) di tipo euleriano di ordine superiore (z
heng
& W
ang
,
1999). Questo metodo, che richiede maggiori capacità computazio-
nali, riesce a minimizzare gli effetti di dispersione numerica ed oscil-
lazione artificiale producendo allo stesso tempo un bilancio di massa
affetto da un livello di errore accettabile.
Il sistema di trasporto simulato con un tempo di 10 anni è rappresen-
tato, con un dettaglio sull’area dello stagno Shuvalovsky, in figura 13.
Possiamo osservare come il fenomeno di contaminazione inte-
ressi una porzione limitata dell’area di studio. Lo stagno Shuvalosky,
dotato di un forte effetto drenante, limita l’estensione della contami-
nazione e costituisce il principale bersaglio d’inquinamento. La pre-
senza di contaminazione all’interno degli strati profondi indica una
probabile vulnerabilità della falda confinata nei confronti di fenomeni
d’inquinamento da sorgenti superficiali.
I pennacchi delle tre sorgenti (S1 a nord, S2 a ovest ed S3 ad
est) confluiscono, dopo un breve percorso, all’interno dei corpi idrici
superficiali presenti.
Quelli generati dalle sorgenti S2 ed S3 presentano una morfologia
Fig. 13 - Modello di flusso e trasporto simulato con un tempo di 10 anni per lo strato 1 (acquifero superficiale), a sinistra, e per la riga
85, a destra. Concentrazione in g/l e carico idraulico in m s.l.m.. Dettaglio per l’area dello stagno Shuvalovsky
- Simulated transport and flow model after 10 years for layer 1 (superficial aquifer), on the left, and for row 85, on the right.
Concentrations in g/l and isopiestic lines in m a.s.l. Focus on Shuvalovsky pit area
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this area the river is contaminated and becomes a secondary polluting
source for the Shuvalovsky pit. The simulated flow model also shows
how the downstream stretch of the Kamenka River becomes polluted.
From the cross section (Fig. 13, on the right) it is possible to
verify how the pollution also reaches the deep aquifer. The polluting
mass stops near the pond and begins to move in a vertical direction
to the deep aquifer.
From the analysis of the 10 year cumulative mass budget (Tab.
1) it is possible to verify pollutant evolution. Starting with a 100% of
total polluting mass introduced from the sources (Total sources), 8%
remains in the aquifer (Total mass in acquifer), while the remaining
92% goes out of the aquifer (Total sinks). Of this 92%, 52.7% goes
into the Shuvalovsky pit, 0.2% goes directly into the Kamenka River
and 47.1% is degraded by reactions. These percentages are derived
by the interpretation of the detailed in and out mass balance terms,
considering the balance between the difference of the ingoing mass
from the sources (Sources) and the outgoing mass from the hydrolog-
ical elements and for degradation (Shuvalovsky pit, Kamenka river,
Reaction), and the storage mass variation (difference between Mass
storage OUT and Mass storage IN), both solute and sorbed.
Considering three different simulations (not shown), character-
ized by a single source working, it has been possible to understand the
role played in pollution by each source. For the total mass that arrives
in the Shuvalovsky pit, 17% comes from S1, 51% from S2 and 32%
from S3. For the total mass that arrives in the Kamenka River, 1%
originates from S1, 77% from S2 and 22% from S3.
The S2 source is the most dangerous as it spills more than 50%
of total polluting mass directed to the superficial water bodies. Future
remediation projects should consider this element.
particolare, con un flusso di massa inquinante che risale abbondante-
mente il flusso di falda. Questo effetto è generato dalla piccola distan-
za delle due sorgenti dallo stagno stesso. Il flusso di massa inquinante
staziona in prossimità dello stagno e diffonde in direzione opposta
al movimento della falda. Per la S3 questo effetto è accentuato dalla
presenza a monte del fiume Kamenka, che richiama l’inquinamento
grazie al suo effetto drenante. Il fiume in quest’area viene così conta-
minato e diventa una sorgente secondaria per lo stagno Shuvalovsky.
Il modello di trasporto simulato dimostra anche come il tratto di
fiume Kamenka a valle dello stagno sia coinvolto in maniera signifi-
cativa dal fenomeno di contaminazione.
Dalla sezione trasversale (Fig. 13, a destra) è possibile verifica-
re come il fenomeno d’inquinamento raggiunga anche l’acquifero
profondo, lo stazionamento della massa inquinante nei pressi dello
stagno, favorisce la mobilità verticale della contaminazione che si
estende in profondità.
Dall’analisi del bilancio di massa cumulativo sui 10 anni (Tab. 1)
è possibile comprendere come su un 100% di massa inquinante totale
immessa dalle sorgenti (Total sources), l’8% rimanga nell’acquifero
(Total mass in acquifer), mentre il rimanente 92% esca dall’acquifero
(Total sinks). Di questo 92%, il 52,7 % arriva nello stagno Shuva-
lovsky, lo 0,2% arriva direttamente nel fiume Kamenka e il 47,1 %
viene degradato dalle reazioni. Questi rapporti percentuali derivano
dall’interpretazione delle voci dettagliate di ingresso e uscita di mas-
sa dal sistema, considerando il bilancio tra la differenza fra la massa
in ingresso dalle sorgenti (Sources) e quella in uscita dai corpi idrici
e per degradazione (Shuvalovsky pit, Kamenka river, Reaction), e la
variazione di massa immagazzinata (differenza tra Mass storage OUT
e Mass storage IN), sia disciolta che adsorbita.
Dallo sviluppo di tre diverse simulazioni (non riportate), ciascuna
caratterizzata dal funzionamento di una singola sorgente per volta, è
stato possibile comprendere il ruolo esercitato da ciascuna sorgente
nel fenomeno di contaminazione.
Sul totale di massa che arriva nello stagno Shuvalovsky, il 17 %
proviene dalla S1, il 51% dalla S2 e il 32% dalla S3.
Sul totale di massa che arriva nel fiume Kamenka, l’1% proviene
dalla S1, il 77% da S2 e il 22% da S3.
Dall’analisi di questi dati è possibile comprendere come la sorgente
S2 sia quella più pericolosa, da sola libera più della metà di massa in-
quinante diretta ai corpi idrici superficiali. Eventuali interventi di boni-
fica dovrebbero concentrarsi in prima battuta su questa sorgente.
In questo studio viene anche modellato un semplice intervento di di-
sinquinamento, composto dalla rimozione delle sorgenti e da processi di
attenuazione naturale. La modellazione viene impostata secondo 2 stress
periods
, il primo della durata di 10 anni simula il fenomeno d’inquina-
mento con la presenza delle sorgenti attive, il secondo, sempre della du-
rata di 10 anni, simula l’intervento di rimozione ipotizzato, con l’assenza
delle sorgenti e considerando come condizione iniziale la distribuzione
di concentrazioni simulate alla fine del primo stress period. Il tempo to-
tale di modellazione risulta quindi in questo caso di 20 anni, 10 anni con
Tab. 1 - Bilancio di massa inquinante cumulativo su 10 anni per la simula-
zione del trasporto
- Pollutant cumulative mass balance for 10 years
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GROUNDWATER FLOW & TRANSPORT MODELS FOR AN OIL POLLUTED AREA
IN THE CITY OF SAINT PETERSBURG (RUSSIA)
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Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 1 (2012)
© Casa Editrice Università La Sapienza
www.ijege.uniroma1.it
A simple remediation system is also modelled, composed of source
removal and natural attenuation. This model is set with 2 stress periods:
the first one (10 years), with active sources, reproduces contamination
and the second one (10 years), without sources, reproduces remediation
considering the simulated concentration at the end of the first stress
period
like initial conditions. Therefore the total simulation time is 20
years: 10 years with active sources and 10 years without sources.
The simulated remediation is represented in Fig. 14; it refers to a
20 year simulation time and underlines the effect of natural attenua-
tion 10 years after source removal.
From cross section shown in Fig. 14 it is possible to verify how
the deep aquifer is not polluted, while residual concentrations of pol-
lutant are located near the Shuvalovsky pit. Simulated remediation
shows how natural attenuation processes, following source removal,
can reduce pollution to acceptable levels in 10 years.
The total mass balance for contamination and remediation is
shown in Fig. 15.
Analysing this graph it is possible to verify how the system reach-
es a steady-state condition after about 5 years, with a constant pollut-
ing mass in the aquifer. This condition is generated by the balance
between ingoing mass from the sources and outgoing mass from the
sinks. After 10 years, when the sources are removed, the polluting
mass quickly decreases until reaching low concentration. After 20
years the polluting mass is near to zero.
le sorgenti di contaminazione attive e 10 anni con le sorgenti rimosse.
In Fig. 14 è rappresentato il risultato dell’intervento di disinqui-
namento, l’immagine è riferita al tempo di modellazione 20 anni ed
evidenzia l’effetto dell’attenuazione naturale dopo 10 anni dalla ri-
mozione delle sorgenti.
Dall’analisi della Fig. 14 è possibile verificare come l’acqui-
fero profondo non presenti livelli significativi di contaminazio-
ne, mentre la quantità di inquinante residua sia concentrata con
livelli minimi nei pressi dello stagno Shuvalovsky. La simulazione
dell’intervento di disinquinamento dimostra come i processi di at-
tenuazione naturale, preceduti dalla rimozione delle sorgenti, pos-
sano ridurre il fenomeno d’inquinamento a livelli accettabili in un
tempo di 10 anni.
Il bilancio di massa totale sia per il fenomeno di contaminazione
che per il processo di disinquinamento è rappresentato in Fig. 15.
Dall’analisi di questo grafico è possibile verificare come dopo circa
5 anni dall’inizio della contaminazione il sistema raggiunga condi-
zioni di tipo stazionario, con un valore costante di massa inquinante
presente nell’acquifero. Questa condizione è generata dal bilancio tra
la quantità di massa immessa dalle sorgenti e la quantità di massa in
uscita dai corpi idrici e dalle reazioni di degradazione. Dopo il tempo
di 10 anni, dove si verifica la rimozione delle sorgenti, la massa d’in-
quinante diminuisce rapidamente fino a raggiungere livelli prossimi
allo zero intorno ai 20 anni.
CONCLUSIONI
Il presente lavoro ha voluto analizzare un sito contaminato da idro-
carburi applicando un modello matematico di flusso, per la simulazione
dell’andamento della falda, e un modello matematico di trasporto, per
la simulazione delle concentrazioni di contaminante disciolte in falda.
Le complesse geometrie del sistema idrogeologico sono state
ricostruite nelle tre dimensioni grazie all’applicazione di metodi di
analisi geostatistica.
Il modello di flusso prodotto, oltre che simulare la piezome-
tria dell’area, ha supportato la comprensione delle relazioni esi-
stenti tra l’acquifero superficiale e quello profondo. L’analisi dei
Fig. 14 - Simulazione dell’attenuazione naturale dopo 10 anni dalla rimozione delle sorgenti, campitura di colori ed isocone in g/l
- Simulation of natural attenuation 10 years after source removal. Colour shows isocone concentration in g/l
Fig. 15 - Bilancio di massa inquinante totale per il fenomeno di contamina-
zione e per il processo di disinquinamento
- Total pollutant mass balance for contamination and remediation
(with source removal)
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CONCLUSION
This study has analyzed an oil polluted site using a mathematical
flow model, to simulate groundwater flow, and a mathematical trans-
port model, to simulate dissolved contaminant concentrations.
The complex three-dimensional geometries of the hydrogeolog-
ical system have been reconstructed using geostatistical analysis.
The calculated flow model has simulated the head levels and
has produced useful information for understanding relationships
existing between the superficial aquifer and the deep one. The
residual values analysis has underlined a better real data fitting
for the simulation with a bigger extent of the erosion zone in the
aquitard. A significant vertical water exchange between the two
aquifers is shown by the water mass balance, so as to define the
deep aquifer as semi-confined.
The calculated transport model has simulated the probable three
dimensional plume extent, evaluating the role of the sources and the
vulnerability of the pollutant targets through the mass balance analy-
sis. The Shuvalovsky pit is the main pollutant targets, while the S2
source is the dangerous one. The simple simulated remediation sys-
tem, composed of source removal and natural attenuation, had shown
a remediation time of 10 years. These simulations have produced
some useful indications for planning exhaustive future analyses and
effective remediation plans.
On the whole, this work has showed how mathematical models
can be used in different hydrogeological applications and how model-
ling tools, based on good quality and quantity of real data, can sup-
port the management and the protection of groundwater resources.
ACKNOWLEDGMENTS
All the GEOINFORM project partners are gratefully acknowledged,
in particular Dr. Roberta Donati (Province of Milan) for the coordination
and the organization of the work, Dr. Dmitry Frank-Kamenetsky, Dr. Ma-
rina Korobeinikova (Committee for Nature Use,Environmental Protec-
tion and Ecological Safety, City of St. Petersburg
) and Dr. Igor Bogatyrev
(Mineral State Company) for the initial data availability and helping in
their interpretation, and Dr. Stefano Bagli, Dr. Paolo Mazzoli & Dr. Al-
berto Pistocchi for the development of the model with SOILGIS code.
valori residui ha evidenziato una migliore congruenza coi i dati
reali nella simulazione con una maggiore estensione della zona di
erosione nell’acquitardo. L’interpretazione del bilancio di massa
ha messo in luce un significativo scambio verticale di acqua tra
i due acquiferi, tale da poter definire l’acquifero profondo come
semiconfinato.
Il modello di trasporto ha simulato la probabile estensione tridi-
mensionale della contaminazione, valutando, attraverso l’analisi del
bilancio di massa, il grado di pericolosità delle sorgenti e di vulnera-
bilità dei bersagli. L’elemento più colpito dal fenomeno inquinante
è risultato lo stagno Shuvalovsky, mentre la sorgente più pericolosa
quella denominata S2. La simulazione di un semplice intervento
di disinquinamento, costituito da processi di attenuazione naturale
previa rimozione delle sorgenti, ha identificato un tempo di 10 anni
per l’abbattimento della contaminazione. Queste simulazioni hanno
prodotto delle utili indicazioni per l’impostazione di future analisi
approfondite, anche in vista di una concreta progettazione di un in-
tervento di bonifica.
In generale, il presente studio ha voluto dimostrare come stru-
menti di tipo modellistico, basati su una buona qualità e quantità di
dati reali, possano costituire un valido elemento a supporto delle de-
cisioni nell’ambito della gestione e protezione delle risorse idriche
sotterranee, per la comprensione delle dinamiche e dei processi in
atto all’interno del sistema idrogeologico.
RINGRAZIAMENTI
Si ringraziano tutti i partners del progetto GEOINFORM, in
particolare la Provincia di Milano, nella persona della Dott.sa Ro-
berta Donati per l’organizzazione ed il coordinamento del lavoro, il
Committee for Nature Use, Environmental Protection and Ecological
Safety, City of St. Petersburg
, nelle persone del Dott. Dmitry Frank-
Kamenetsky e della Dott.sa Marina Korobeinikova e la Mineral State
Company, nella persona del Dott. Igor Bogatyrev per la concessione
dei dati iniziali e il supporto nell’interpretazione degli stessi e GE-
COsistema srl, nelle persone del Dott. Stefano Bagli, del Dott. Paolo
Mazzoli e del Dott. Alberto Pistocchi per lo sviluppo del modello con
il codice SOILGIS.
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Italian Journal of Engineering Geology and Environment, 1 (2012)
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