EFECTOS DE MODELADO MULTINODO DE POZOS SOBRE TRANSPORTE DE SOLUTOS

Abstracto

Pozos de pantalla largo o largos pozos abiertos con flujo intraborehole potencialmente ofrecen vías para contaminantes para moverse de un lugar a otro en un sistema de flujo de agua subterránea. Tales pozos también pueden perturbar un campo de flujo por lo que el pozo no proporcionará muestras de agua que son representativos de la calidad del agua subterránea a poca distancia lejos del pozo. Se presenta una metodología para simular con precisión y eficiencia del transporte de solutos en el suelo sistemas de agua que incluyen pozos más largos que el espaciado de rejilla utilizados en un modelo de simulación del sistema y por lo tanto están conectados a múltiples nodos de la red. Los métodos se aplican en compatibles MODFLOW-a modelo de transporte de solutos y el uso de varios nodos Bueno paquete de MODFLOW pero son genéricos y se puede implementar fácilmente en otros modelos de solutos de transporte. Para nonpumping pozos multinodo (utilizado para simular pozos abiertos o pozos de observación, por ejemplo) y para los pozos de bombeo de baja velocidad (en la que el flujo entre el bien y el del agua del subsuelo no es unidireccional), un modelo simple mezcla de enrutamiento local y fue desarrollado para calcular concentraciones nodales dentro del pozo. Para alta tasa de pozos de bombeo multinodo (ya sea retirada o inyección, en el que el flujo entre el bien y el sistema de agua subterránea es en el mismo sentido del todo bien nodos), completa y se asume mezcla instantánea en el pozo de todas las entradas soluciones analíticas exactas emparejados para bombeo y nonpumping condiciones, y señaló que la nueva multi-nodo Bueno (MNW) Paquete (Halford y Hanson 2002) ampliado sobre las capacidades del paquete anterior MAW1 para simular el flujo entre un largo bien y el adyacente el agua del subsuelo. El valor y la importancia del MNW paquete es ilustrado por su aplicación y uso en simular el flujo de agua subterránea en el Valle de Santa Clara, California (Hanson et al. 2004).

Debido a que el flujo intraborehole puede tener un sustancial efecto en las inmediaciones hidráulica de aguas subterráneas, es lógico inferir que por lo tanto puede afectar soluto (o contaminante) distribución en un sistema acuífero. Este efecto tiene también sido reconocido previamente, principalmente con respecto a la dificultad de obtener muestras de calidad del agua representativas desde perforaciones o pozos de monitoreo con larga abierta intervalos o pantallas así de largo.

Iglesia y Granato (1996) señalan que el flujo del pozo redistribuye agua y solutos en el acuífero adyacente al pozo, lo que aumenta el riesgo de sesgo en las muestras de la calidad del agua. Reilly et al. (1989) utilizado fluir simulaciones para demostrar que el monitoreo de contaminantes pozos con pantallas largas pueden fallar por completo a cumplir su propósito en muchos ambientes de aguas subterráneas debido al flujo intraborehole. Concluyen que significativa flujo de pozo puede ocurrir en los pozos con pantallas largas, incluso si se encuentran en acuíferos relativamente homogéneas con diferencias muy pequeñas en la cabeza verticales en el acuífero. Relativamente poco se ha hecho, sin embargo, cuantitativamente evaluar los efectos de flujo intraborehole en soluto (o contaminantes) de distribución en un acuífero o desarrollar herramientas de simulación generales para permitir que esto se haga con facilidad o de forma rutinaria. Una excepción notable es Lacombe et al. (1995), quien señaló que abandonado y inadecuadamente sellado perforaciones pueden actuar como conductos para el transporte de contaminantes desde zonas contaminadas a previamente contaminada estratos. Ellos desarrollaron un enfoque numérico de simulación en el que las perforaciones con fugas se representan como altamente conductivo unidimensional elementos de línea superpuesta a una malla de elementos finitos tridimensionales. Ellos más desarrollado un transporte advectivo dispersivo unidimensional modelo para el pozo de sondeo, que se resuelve sobre la base de los flujos calculados en el pozo, y entre el pozo y el

acuífero. Esto, a su vez, permite que el flujo de soluto entre el pozo y el acuífero a ser computado en varios ubicaciones a lo largo de la longitud del pozo de sondeo.

Los objetivos de este estudio son describir la efectos del flujo intraborehole en pozos con relativamente largo intervalos abiertos o pantallas así largas en la distribución de solutos en un acuífero y sus implicaciones para la recogida de representante muestras de calidad del agua, y para desarrollar una relativamente sencillo enfoque aún viable para la simulación numérica de transporte de solutos en un pozo abierto de longitud y el transporte de solutos entre un pozo de sondeo tales y un acuífero adyacente.

Para facilitar el uso y la disponibilidad, incorporamos esta enfoque de simulación en el dominio público disponibles Basado en MODFLOW modelo de transporte de solutos. Evaluamos el enfoque a través de experimentos numéricos sobre la base de una aplicación a un contaminante realista pero hipotética escenario, que fue seleccionado para demostrar algunas de las efectos potenciales de flujo intraborehole sobre la distribución de soluto, contaminante difusión y monitoreo de la calidad del agua.

Los escenarios de campo hipotéticos descritos y analizados por Reilly et al. (1989) se utilizan como base para la simulaciones y experimentos numéricos.

PAQUETE DE SIMULACION DE FLUJO - MNW

El paquete MNW (Halford y Hanson 2002) permite MODFLOW-2000 (Harbaugh et al. 2000) para simular pozos que se extienden más allá de un solo nodo del modelo. Ese es decir, los pozos individuales no están restringidas a una sola célula en el rejilla de diferencias finitas, pero puede asociarse de manera más realista con una longitud discreta. Esto permite también el simulado para penetrar más de una capa del modelo, más de una acuífero, o para representar un pozo horizontal.El paquete MNW permite al usuario especificar un grupo de nodos que están asociados con un solo pozo. La red flujo dentro o fuera del pozo puede ser negativo (que representa un pozo de extracción) y positiva (lo que representa una inyección así), o cero (lo que representa un nonpumping bien o una longscreened así observación). El flujo neto representa la adición o eliminación de agua del sistema de agua subterránea y corresponde con el flujo en la cabeza del pozo.

Independientemente del flujo neto, cuando un pozo está vinculada a múltiples nodos de la red de diferencias finitas, entonces el flujo entre el dominio del modelo y el pozo puede variar mucho en magnitud (y tal vez en la dirección) entre los diversos nodos vinculados al solo pozo. El paquete MNW asume que la carga hidráulica en el pozo equilibrar a un único valor representativo. Porque el cabezas en el acuífero en varios nodos modelo que abarca un pozo multinodo variará dependiendo local y regional propiedades del acuífero y las condiciones de contorno, un pozo puede tener flujo del pozo no uniforme (o intraborehole flujo), y la tasa máxima de flujo del pozo puede exceder la tasa de retirada o inyección neta especificada para el bien. El paquete MNW divide el flujo entre los diversos nodos conectados a un bombeo así multinodo sobre la base de cabezas relativos y conductancias hidráulicos (el producto de la conductividad hidráulica y transversal área de flujo dividida por la longitud de la trayectoria de flujo).

Para el caso de un nonpumping así, difiriendo acuífero cabezas en los múltiples nodos así producirán intraborehole fluir, con agua que entra en el terreno bien en uno o más nodos y que salen del pozo a otros nodos (Figura 1). (Obsérvese que en la convención utilizada en la Figura 1, los subíndices '' SNK '' y '' SRC '' se definen y utilizan en relación con el acuífero, por lo que el flujo en el pozo, por ejemplo, se correspondería con flujo de salida del acuífero un disipador de fluido con respecto al acuífero.) Soluto será transferido por la

advección a través del pozo de la células acuíferos tienen cabezas más altas para acuíferos células que tienen cabezas inferiores a tasas proporcionales a los flujos de fluidos.

Para multinodo pozos de bombeo, el Paquete de MNW inherentemente asume que la entrada de la bomba se encuentra por encima el primer nodo del pozo multinodo (RT Hanson, escrito la comunicación, 2005). Si la tasa de retirada o de inyección es suficientemente alta de modo que el flujo entre el acuífero y el pozo es en la misma dirección en cada nodo de la bien, entonces el flujo intraborehole no tendrá ningún efecto sobre la

concentración de soluto en el desempeño en boca de pozo para el retiro pozo o en la concentración de soluto en la recarga a partir de un pozo de inyección. Para un pozo de sondeo tales unidireccional caso fluir con una inyección de varios nodos, así, el pozo concentración es siempre igual a la concentración en el fluido que se inyecta.

Para un caso tal flujo unidireccional con un pozo de extracción de varios nodos, cualquier concentración potencial diferencia dentro de la perforación no tendría efecto sobre la distribución de la concentración en el suelo sistema de agua porque el flujo en todos los nodos es del acuífero en el pozo. Si la velocidad de bombeo es suficientemente pequeño, sin embargo, un multinodo pozo de bombeo puede comportarse de manera similar a uno nonpumping en que las diferencias sustanciales en la cabeza en el sistema de agua de suelo a lo largo de la longitud del pozo de sondeo puede resultar en un pozo de extracción que tiene uno o más los nodos en la que entra agua en el acuífero, o una inyección así que tiene uno o más nodos en la que el agua fluye hacia el bienestar de las áreas de relativamente alta la cabeza en el acuífero.

Modelo de transporte de solutos

Cálculo de los efectos del flujo intraborehole en un multinodo bien en los patrones de calidad del agua en un agua subterránea sistema o temporales cambios en la concentración media en el pozo requiere que los procesos de soluto-transporte en simular el acuífero. La capacidad para representar pozos multinodo se ha añadido a las aguas subterráneas Transporte (GWT) Proceso de MODFLOW-2000 (elMODFLOW-GWT modelo) (Konikow et al 1996;. Kippet al. 1998; Heberton et al. 2000). El MODFLOW-GWT modelo es un código de tres dimensiones de transporte de solutos que está totalmente integrado con MODFLOW-2000. La solución algoritmo utilizado en este estudio se basa en el método de características, que rastrea partículas que se mueven a través de la campo de flujo activo. Cada partícula tiene una ubicación, concentración, y peso basado en el volumen asociado con él, por lo que cada partícula rastrea inherentemente una masa de soluto. La media concentración en cada célula se calcula utilizando un volumen weighted promedio, segurando un equilibrio global de masas para la

soluto. El modelo calcula la concentración de un soluto en cada nodo dentro del ámbito de los transportes (que puede abarcar todos o sólo una parte, de la red de MODFLOW).

Una forma general de una ecuación que describe la advección y la dispersión de un producto químico disuelto en que fluye agua subterránea se puede escribir como (Konikow y Grove1977; Konikow et al. 1996):

donde C es la concentración volumétrica [ML23], Dij es lacoeficiente de dispersión hidrodinámica (una de segundo orden tensor) [L2T21], Vi es la velocidad intersticial promedio [LT21], e es la porosidad efectiva del medio poroso, Rf es el factor de retraso para lineal, reversible, instantánea,sorción de equilibrio, C9 es la concentración del soluto en la fuente o sumidero de fluido, W es el flujo volumétrico por unidad volumen (positiva y negativa para la salida de flujo de entrada) [T21], k es la tasa de descomposición (que se supone idéntica en el disueltos y fases sorbidos) [T21], y xi son las Coordenadas cartesianas, L. La convención suma de Análisis tensorial cartesiana está implícito en la ecuación 1.

Ecuación 1 describe el transporte de solutos en un porosa medio-no en un pozo. El intercambio de fluidos y soluto entre un pozo y el acuífero está representado por el cuarto término de la ecuación. El fluido que sale del acuífero en las celdas (nodos) en caso de entrada en un pozo tiene la misma concentración que el fluido en el acuífero (es decir, C9 ¼ C para W <0, y este término se retira para un sumidero de líquido). Donde el flujo es hacia fuera desde un pozo de sondeo en el acuífero (una fuente de fluido con respecto al acuífero), C9 depende de la concentración en el pozo de sondeo en el intervalo correspondiente con esa celda particular de la malla del modelo.

Bueno Concentraciones y Presupuestos soluto De alta velocidad de bombeo Bueno

Si la tasa de bombeo en un pozo de inyección de varios nodos es suficientemente alta, el flujo va a dejar el pozo lo largo de su toda la longitud abierta o filtrada. Debido a que el fluido externo es la única fuente de

soluto a la perforación, debe haber cambios o diferencias en la concentración de soluto dentro del pozo y la concentración de la fuente externa especificada (C9INJ) sería la concentración en el líquido recarga del acuífero en todos los nodos del pozo.

Si la tasa de bombeo en un pozo de extracción es suficientemente alta manera que el flujo entra en el pozo de sondeo a lo largo de su toda abierta o longitud seleccionados, y la entrada de la bomba es situado por encima del nodo así más superior que interactúa con el sistema de aguas subterráneas, a continuación, la concentración de soluto en la descarga del pozo será una función del flujo ponderado concentración media de las entradas en todos los nodos de la bien. Esto es consistente con la suposición de completa mezclar dentro del pozo de sondeo, permitiendo que las diferencias en concentración de soluto que entra en el pozo debido a las variaciones en la concentración de soluto en el sistema de aguas subterráneas de nodo a nodo. Al asumir (1) completa e instantánea mezcla local en el pozo; (2) que no hay reacciones afectar a la concentración de soluto; (3) que el almacenamiento del pozo es despreciable; y (4) que las tomas de la bomba se encuentran por encima de los intervalos seleccionados o abiertas del bien, la concentración en el agua de descarga de una alta tasa de multinodo pozo de extracción (Cwell) durante el tiempo mínimo de la t puede se calcula utilizando una fórmula de mezcla simple que calcula una concentración promedio ponderado de flujo sobre la base flujos de fluidos como donde Qsnk es la tasa de flujo volumétrico [L3T21] en un nodo (o célula de diferencias finitas) del acuífero en el pozo (negativa en señal de acuerdo con la convención de MODFLOW porque representa una retirada del acuífero), Caq es la concentración en la célula acuífero en el inicio de la incremento de tiempo, y n es el número de nodos en un pozo.

Nonpumping Bueno

Flujo ocurrirá en una multinodo nonpumping bien si cabezas acuíferos difieren entre nodos bien porque un larga defender-así es equivalente a un alto hidráulico la inclusión de la conductividad. Este flujo intraborehole también puede transporte disuelto componentes químicos y afectan a la concentraciones de soluto en el sistema de aguas subterráneas. En un pozo de sondeo con el flujo de intraborehole nonpumping, sin embargo, se observa que las diferencias de calidad del agua pueden ser presente dentro de la perforación (Iglesia y Granato 1996; Paillet et al. 2,002). Estas diferencias de calidad del agua de mayo ocurrir porque el flujo intraborehole probablemente representa un régimen de flujo laminar lento, y que por lo tanto no puede asumir que la mezcla completa se produce dentro del volumen de fluido contenida en el pozo (como lo hacemos para un retiro o bien la inyección). Más bien, puede ser más razonable asumir que fluido que entra en el pozo de sondeo en una ubicación sólo se mezcla con el fluido de perforación en esa ubicación y que el agua mezclada acontinuación, desplaza lentamente el fluido en la dirección del flujo de intraborehole. Por ejemplo, en La Figura 1, la concentración en el pozo en la capa 6 sería igual a la concentración en el acuífero en la capa 6. La fluido y el soluto en el pozo en la capa 6 a continuación, fluye hacia arriba a la capa 5, donde se mezcla con más agua que entra planta el pozo a una concentración posiblemente diferente. Semejante el flujo y la mezcla se produce en la capa 4. Sin embargo, debido sólo hay flujo de salida desde el pozo por encima de la capa 4, la concentración en el pozo en las capas 1, 2 y 3 será igual a la concentración

dejando capa 4 por el flujo hacia arriba. Por Consiguiente, para los casos de nonpumping pozos multinodo, la concentración de solutos en el agua en el pozo se le permite variar de nodo a nodo, y las concentraciones nodales dentro un pozo multinodo nonpumping se calculan utilizando un enrutamiento simple y modelo de mezcla local (similar a la utilizado en el flujo fluvial-Routing (SFR1) El paquete de Prudic et al. 2004). Estas concentraciones nodales puede entonces ser comparado con los datos recogidos mediante un depthdependent el fondo del pozo muestreador de agua, tal como se describe por Izbicki et al. (1999).

Variaciones de cabeza con la profundidad pueden ser complejas en un multiaquifer sistema, y el flujo de intraborehole pueden cambiar dirección, tal vez varias veces (por ejemplo, véase la Figura2). En este ejemplo, el nodo en la capa 8 se considera una '' fuerte fuente '' con respecto al pozo (es un '' sumidero '' para el acuífero), porque la dirección del flujo es intraborehole lejos de este nodo hacia tanto la parte superior e inferior nodos adyacentes. La concentración en este nodo también puede fijarse igual a la concentración en el modelo adyacente capa nodo 8 porque esa es la única fuente de ingreso para este nodo de la multinodo bien. El nodo en la capa 3 es considerado un '' fregadero fuerte '' para el pozo, porque el dirección del flujo de intraborehole es en este nodo de ambos nodos adyacentes. La concentración en este nodo no puede ser calculada hasta después de las concentraciones en ambos adyacentes nodos están definidos por el algoritmo de encaminamiento. El nodo en capa 7 representa el caso intermedio porque la dirección flujo de intraborehole es en este nodo de un solo (en este caso subyacente) nodo. El algoritmo de enrutamiento siempre se lleva a cabo después la ecuación de flujo está resuelto. Debido intraborehole complejo flujo incluye un término fuente de fluido para el suelo sistema de agua, la concentración asociada con ese fluido fuente debe ser definido antes de la ecuación de transporte de solutos para el sistema de agua subterránea pueden ser resueltos para que incremento de tiempo. Por lo tanto, el algoritmo de encaminamiento se implementa antes de la ecuación de transporte se resuelve, y se utiliza concentraciones de acuíferos desde el final de la anterior incremento de tiempo (o partir de las concentraciones iniciales especificadas por primera incremento de tiempo).

El primer paso en el algoritmo de encaminamiento es calcular las direcciones de flujo dentro del pozo de sondeo sobre la base de flujos conocidas entre el acuífero y el bien a todos nodos de la multinodo así. Todos los nodos de una nonpumping así varios nodos se escanean y flujos entre nodos están contados. Los nodos A

continuación, los extremos (los primeros y últimos nodos de las así varios nodos) se comprueba para ver si la dirección de flujo es en el pozo del acuífero; si lo es, como se representa por el nodo 1 en la Figura 2, la concentración en el así en esa ubicación se ajusta igual a la concentración en el acuífero en ese nodo. De lo contrario, si hay flujo desde el pozo en el acuífero, como en la capa 9 en la Figura 2, la concentración en el pozo se ajusta igual a la concentración en el nodo adyacente bien (nodo 8 en la Figura 2), que por necesidad es la única fuente posible de agua para el nodo final en el pozo, después de que la concentración es definida. Después de que los nodos finales se verifican, la concentración en los nodos, así que representa '' fuerte fuentes '' a la así se definen (por ejemplo, el nodo 8 en la Figura 2, donde debido a que el flujo está fuera de este nodo en ambas direcciones en el pozo, la concentración en el nodo de pozo debe ser igual a la concentración en el acuífero correspondiente nodo). De las concentraciones definido inicialmente en el extremo linfáticos y en las fuentes de fuertes, los flujos de soluto pueden ser encaminado a todos los nodos adyacentes y la concentración en los nodos adyacentes definidos sobre la base de un simple mezclado fórmula. Por ejemplo, cuando el encaminamiento es en la dirección de aumentar el número de capas, como ocurriría al iniciar en el (final) nodo superior del pozo representado en la Figura 2, la ecuación de enrutamiento puede ser escrito como donde Ci es la concentración en el nudo bien i (correspondiente a la capa i en el ejemplo pozo vertical se muestra en Figura 2, pero esto uno-a-uno entre número de capa y número de nodo bien no es un requisito), Qi21 es el flujo intraborehole entre el nodo así i 2 1 y el nodo i (positivo para el flujo hacia los valores más altos de i), [QsnkCaq] i es la afluencia masiva de solutos desde el nodo i en el acuífero, y el superíndice t 2 1 representa el anterior incremento de tiempo. Los términos entre corchetes en el lado derecho de Ecuación 3 se restan porque la convención de signos para el término flujo es que Qsnk es negativo en señal de entrada al el pozo (descarga del sistema de agua subterránea). Esta proceso de enrutamiento se repite en la dirección del flujo hasta todos los nodos en la secuencia han definido concentraciones o hasta que se alcanza un nodo de pozo de sondeo donde el flujo es en el dirección opuesta (por ejemplo, en la capa 3 en la Figura 2).

Desde un nonend '' fuente fuerte '' nodo, como nodo 8 en La Figura 2, el enrutamiento se debe realizar en ambas direcciones de distancia a partir de ese nodo y los índices de la Ecuación 3 sería modificada de acuerdo a la dirección de enrutamiento. Entonces nodos que son fuertes sumideros para el pozo (fluir en el nodo desde ambas direcciones, tales como el nodo 3 en la Figura 2) Ahora se puede definir sobre la base de un ponderado de flujo de sencillo concentración media. También es posible que la cabeza en el acuífero adyacente a varios nodos de un multinodo así sería exactamente idénticos. Con esta condición, esperaríamos que no habría flujo intraborehole sobre ese segmento del multinodo bien. Sin embargo, en el lugar de tales nodos así, todavía podría ser un flujo lateral en el que capa del modelo debido a un gradiente hidráulico regional dentro del acuífero. Por lo tanto, para cualquier nodo de un multinodo bien para el cual no hay flujo hacia o desde ambos adyacentes así nodos, suponemos que no hay mezcla intraborehole con fluido en los nodos adyacentes del bien y que el concentración en un nodo tal en el pozo es igual a la concentración en el acuífero adyacente a este nodo.

Después de la concentración se ha definido en todos los nodos, la concentración media en el pozo se puede definir.

Sin embargo, porque no hay mezcla completa en una nonpumping así, la concentración promedio se debe definir sobre una base que no sea mezclado flujo ponderado. Para nonpumping así varios nodos, definimos la media concentración como uno que sería medido usando un dispositivo de muestreo de profundidad-integrador que continuamente obtiene muestras en cada ubicación, ya que se reduce (o planteado) a través de toda la longitud de la perforación en una constante tarifa. Este resultado representaría un promedio de profundidad concentración en un pozo vertical (o longitud promediada concentración en un pozo no vertical). Esta concentración media no se utiliza en ningún cálculo, pero se reporta para fines de información en los archivos de salida.

Baja Tasa de bombeo Bueno

Si la velocidad de bombeo se ve como de transición entre , el flujo intraborehole cero y algunos tasa arbitrariamente alto patrón puede entonces ser visto como que representa un continuum entre un complejo flujo multidireccional intraborehole patrón es posible con un mutinode onpumping bien (Figura 2) y un patrón de flujo unidireccional simple para una alta tasa de pozo de bombeo. El aumento de la velocidad de bombeo causas el patrón de flujo para cambiar hacia una sencilla unidireccional modo. Sin embargo, a tasas bajas de bombeo suficientemente, el flujo de patrón aún puede ser tan complejo como para un caso nonpumping.

Si la tasa de retiro (o inyección) especificado para un bombeo así es insuficiente para inducir el flujo unidireccional entre todos los nodos pocillo y las células acuíferos correspondientes, el patrón de flujo intraborehole complejo resultante puede generar una distribución no uniforme de las concentraciones de soluto en el pozo de sondeo, similar a la de un multinodo nonpumping bien. Por ejemplo, Izbicki et al. (2005) depthdependent recogida muestras de calidad del agua en un pozo de bombeo bajo condiciones y grandes cambios demostradas en cloruro de concentración con la profundidad. Por lo tanto, la asunción de mezcla completa en un pozo de bombeo no se aplica, y el agua que entra en el sistema de agua subterránea de un nodo en un pozo de extracción puede no tener la misma concentración de solutos como el agua de descarga a través de una bomba en la cabeza del pozo. Del mismo modo, el agua que entra en el sistema de agua subterránea de un nodo en una inyección de varios nodos y puede no tener la misma concentración de solutos como el agua que entra en el terreno sistema de agua desde otro nodo. Si un multinodo bombeo de pozo tiene un complejo multidireccional patrón de fluir entre el pozo y la el agua del subsuelo, el modelo calculará la concentración distribución en el pozo utilizando el mismo rutina de enrutamiento describe anteriormente para nonpumping pozos. Esto asegurará que el agua que sale del pozo, si el sistema de agua del suelo o a la superficie de la tierra, tendrá una concentración consistente con un local (un solo nodo) mezclar suposición en lugar de una menos rigurosa asunción de mezcla instantánea total dentro del pozo entero. Para calcular la distribución de soluto dentro de el pozo de sondeo utilizando la rutina de enrutamiento, el flujo adicional entre el pozo y la superficie de la tierra (Qnet) se le asigna al límite superior del primer nodo bien (consistente con la suposición de MNW paquete que una bomba es siempre situado por encima del intervalo de filtrado o abierto del pozo).

En efecto, la bomba puede ser considerado para representar nodo '' Cero '' en la cadena de nodos así. Cálculos Presupuesto Soluto Para el balance de masa de soluto calculado por MODFLOW-GWT, fluido y el

soluto en el pozo de un multinodo así se considera que es externa al modelo dominio. Este enfoque de balance de masas es consistente con la forma en que MODFLOW calcula la masa de fluido equilibrar un multinodo también. La masa de soluto eliminado desde el ámbito de los transportes en un pozo multinodo es basado en los valores nodales calculadas de los tiempos Qsnk acuífero concentración apropiada (C aq) suma sobre todo nodos como donde Mout es la masa de soluto dado de alta del acuífero en el pozo durante un incremento de tiempo de transporte y? t es la longitud del incremento de tiempo. El nivel de tiempo para el concentración acuífero adecuado en la Ecuación 4 depende de si la concentración en el nodo de sumidero de la así varios nodos se calcula utilizando la ecuación 2 (por bombeo de una alta tasa de pozo) o la ecuación 3 (para un nonpumping o bombeo a baja velocidad así).

En el primer caso, mientras que en el último caso La masa de soluto añade al ámbito de los transportes de un pozo multinodo se calcula como una suma sobre todos nodos como donde Min es la masa de soluto que entra en el acuífero por el flujo fuera del pozo durante un incremento de tiempo de transporte y [Cwell] i es la concentración en el pozo en el pozo ITH nodo, donde el fluido está entrando en el acuífero del pozo.

El valor de [Cwell] i es igual C9INJ para una inyección de alta velocidad bien y se calcularía mediante el enrutamiento para un nonpumping o bombeo a baja velocidad también.

La suma de todos nodal fluye dentro o fuera de un solo multinodo así (Qsnk o Qsrc) no representa necesariamente la flujo de fluidos de o en el sistema de aguas subterráneas, respectivamente, porque en el caso de baja velocidad del flujo de algunos entre el bien y el dominio del modelo puede representar circulación interna a través del bien entre diferentes capas o células del modelo en lugar de fluir entre el dominio del modelo y una fuente de fluido externo o lavabo. Por Consiguiente, el soluto añadido o eliminado del agua subterránea sistema debe ser calculado sobre la base de Qnet y la concentración apropiada. Para un retiro de varios nodos así, la concentración adecuada es Cwell, y para una inyección de varios nodos y la concentración adecuada es CI'NJ.

Prueba Problema

Descripción del problema

Un problema de ensayo fue desarrollado para evaluar el modelo, para demostrar su valor, y para dilucidar problemática situaciones de campo en presencia de pozos abiertos largos. Esta problema de prueba es una versión ligeramente modificada de la documentado por Reilly et al. (1989). Sus experimentos numéricos demostrado que el flujo del pozo sustancial puede ocurrir en los pozos de observación se tamizó a través de múltiples capas, incluso en acuíferos homogéneos tener pequeña verticales diferencias en la cabeza (<0.01 pies entre la parte superior y parte inferior de la pantalla).

El sistema de agua del suelo no confinado hipotética representa el flujo regional que es predominantemente lateral pero incluye algunos componentes verticales debido a difusa recarga areal (a una velocidad de 0.004566 ft / D) y una de nivel constante condición de contorno en la superficie del lado derecho del sistema de agua subterránea regional que controla la descarga (Figura 3). No hay flujo límites están en todos los demás límites externos. El sistema es sustancialmente más largo (10,000 pies) de lo que es gruesa (205 pies) o amplia (200 pies); la anchura fue seleccionado para eliminar cualquier efecto importante de la posición del límite de ausencia de flujo lateral en el solución en el área del pozo. Un pozo nonpumping con una pantalla de 60 pies está situado cerca de la parte izquierda de el sistema (252 pies de distancia de ese límite). Otras propiedades del sistema y el modelo se enumeran en la Tabla 1. Reilly et al. (1989) simula el sistema regional con un modelo de la sección transversal de dos dimensiones, con el argumento de que la anchura de la sección transversal era irrelevante para su análisis, y aplicado un local (aproximadamente un 100- por 100 pies área) modelo de flujo tridimensional en el entorno de la pozo. Su modelo local se discretiza verticalmente en capas de 5 pies y se utiliza una cuadrícula de área variable espaciados con una separación mínima de ~ 0,33 por 0,33 pies de todo el pozo de sondeo. Representaban el pozo utilizando una relativamente alta conductividad hidráulica vertical, cuyo valor se basó en la equivalencia de la ley de Darcy a la ecuación para el flujo laminar tubería (Reilly et al. 1989, 272). Nuestro enfoque era para simular el flujo regional sistema con un modelo en tres dimensiones con un ancho suficiente para minimizar cualquier efecto de esa dimensión en el campo de flujo cerca del pozo de sondeo. Debido a que un verticales plano de simetría está presente y pasa a través del pozo, sólo simulamos la mitad del dominio esbozado por Reilly et al. (1989) (con ser nuestras cotas de modelo 10.000 pies de largo por 100 pies de ancho por 205 pies de profundidad). Nosotros aplicado el modelo de transporte de solutos a un área local alrededor el pozo utilizando un subgrid transporte.

Dentro del transporte subgrid, que incluyó a 20 filas, 40 columnas y 41 capas de las células, una separación celular superficial uniforme de 2.5 pies era utilizado. Fuera de la subgrid

uniformemente espaciadas, el lateral espaciado de la cuadrícula se aumentó geométricamente a un máximo espaciamiento de 50,25 pies en la fila (x) dirección y 9,55 los pies en la dirección de la columna (y) (figura 4). La verticales discretización (? z) fue de 5 pies por todas partes en el modelo dominio.

El pozo se supone que tiene una pantalla de 60 pies bien que estaba abierto a las capas 2 a 13 (es decir, conectado a 12 nodos alineados verticalmente de la rejilla en la delimitación) fila de celdas. Reilly et al. (1989) reportaron que su bienestar fue representado por una célula que tiene las dimensiones de área de 0.333 por 0.333 pies, lo que produce un área de sección transversal de 0,111 pies2. Porque asumimos el pozo se encuentra en el avión de simetría en nuestra red, asignamos un radio bien en nuestra modelo que produce un área de sección transversal equivalente a la mitad de la superficie de sección transversal del pozo en el simulación de Reilly et al. (0.0555 pies2). Para un pozo con una carcasa circular, esta área de sección transversal equivalente requeriría un radio pozo de 0.133 pies. Nosotros tambien supone que no sería un coeficiente de pérdida bien lineal representada por un coeficiente adimensional de la piel (ver Halford y Hanson 2002). El valor de la '' piel '' era ajustado durante la calibración del modelo para lograr una línea vertical el perfil de los flujos entre el acuífero y el pozo que estrechamente emparejado el de Reilly et al. (1,989; Figura 2). Reilly et al. (1989) estaban preocupados por '' de dos situaciones que representan posibilidades extremas para el tergiversación de contaminación de los acuíferos del bien muestras ''. No obstante, en realidad simulan soluto el transporte en su análisis de estas dos situaciones. Por su primera situación que postulan un penacho contaminante en la parte superficial del acuífero que se cruza la parte superior parte de la pantalla y en el seguimiento también.

Para simular este problema, una masa inicial de contaminante se colocó en capa 1, las pendientes de subida inmediatamente desde el pozo de sondeo, como una condición inicial para la solución de la ecuación de transporte en presencia de un multinodo bien. El reactivo soluto se le asignó una concentración inicial de 100 en el 32 células de la capa 1 situadas dentro de las filas 27 a 30 y columnas 33 a 40 (Figuras 3 y 4). La simulación fue a continuación, ejecute de una longitud período de estrés de 1,0 años, suponiendo flujo en estado estacionario prevaleció. Para activar los efectos de soluto mezcla para verse más claramente, las simulaciones de transporte de esta situación se corrieron para condiciones de no dispersión (Mesa 1). El método de las características es muy adecuado para la solución de la ecuación de transporte para la advección dominado problemas y los rendimientos soluciones numéricas exactas con poca dispersión numérica.

Para la segunda situación, Reilly et al. (1989) postulado un penacho contaminante en el acuífero en la elevación de la parte inferior de la pantalla, así, donde el agua se está descargando del pozo. Ellos presumen que las muestras de agua recogido de este monitoreo bien puede no detectar el contaminantes. Para probar esta situación, hemos introducido soluto (a una concentración fuente de C9 ¼ 100) en el flujo de entrada a través del límite subgrid en dos células (en la capa 6, columna 21, de filas 29 y 30) las pendientes de subida del pozo. Excepto como se indica posteriormente, las propiedades del sistema son tan listado en la Tabla 1.

Estas condiciones se simularon para un período de estrés de 10 años con el flujo en estado estacionario. Esto produce un penacho que interactúa con los nodos en la parte inferior parte del multinodo también. Para evaluar el efecto de intraborehole El flujo en el pozo abierto, dos pruebas numéricas se llevaron a cabo uno sin el multinodo bien a evaluar las condiciones de línea de base y proporcionar una base de comparación, y en el que se representa el pozo varios nodos.

En ambos casos, asumimos los valores distintos de cero dispersividad apropiado para la escala de distancias de transporte (longitudinal dispersividad ¼ 2.0 pies, dispersividad transversal horizontal ¼ 0,2 pies y dispersividad vertical transversal ¼ 0.02 pies). Para el caso de línea de base, se redujo a CELDIS 0,25 para minimizar las oscilaciones. Para probar si el agua muestras obtenidas del pozo podrían detectar los contaminantes, se simuló un período adicional de estrés 2 días, en el que el pozo se bombeó a una tasa de retiro de 88 m3 / d (~ 25 volúmenes del pozo por día).

RESULTADOS

Jefes se calcularon utilizando el solucionador pCG2 en MODFLOW-2000, y el modelo de flujo de forma iterativa convergido a una distribución de la cabeza de estado estable con un 0,00% discrepancia. La cabeza calculado en el pozo era 4.9322 los pies. La distribución de la cabeza en el acuífero cerca de la nonpumping así varios nodos indica que el agua debe fluir del acuífero en la parte superior del pozo de sondeo y descargar de nuevo en el acuífero a través de la parte inferior del el pozo (Figura 5), lo cual es consistente con los resultados de Reilly et al. (1989). El paquete MNW calcula el fluir entre el acuífero y cada nodo a lo largo de la longitud del pozo (Figura 6); estos flujos calculados de cerca coincidir con los publicados por Reilly et al. (1,989; Figura 2).

Flujo de entrada al pozo es mayor cerca de la parte superior del pozo pantalla, y la salida es mayor cerca del fondo del pozo pantalla. El flujo total calculado en el pozo era 9.79 m3/d, lo que se compara de cerca con 9,63 m3 / d comunicado por Reilly et al. (1989). (Tenga en cuenta que para ajustar utilizando la simetría para simular la mitad del tamaño de dominio original, los caudales indicados se calcularon mediante la duplicación flujos calculados con el tamaño de dominio reducida.)

Los resultados de la simulación de la primera situación de contaminación descrito por Reilly et al. (1989) muestran que un contaminante Plume inicialmente localizada sólo en los superiores 5 pies de el acuífero se extendió rápidamente a través de la perforación a profundidades de 40 a 60 pies en el acuífero a causa de flujo descendente en el pozo abierto a las partes más profundas del acuífero (Figura 7). La babosa inicial de

contaminante en capa del modelo 1 (Figura 7A) se reduce en tamaño y masa en la parte superior del acuífero a causa de captura por el bien y porque no hay una fuente de añadir nuevos contaminantes en el agua mesa. La reducción de la masa de contaminantes en el más superficial parte del acuífero se corresponde con el aumento de la masa en la parte más profunda del acuífero a profundidades donde la contaminante no se hubiera esperado si no fuera por la ruta proporcionada por el pozo abierto. En 1 año, de alta concentraciones (> 1,0% de la concentración de la fuente) tenía spread ~ 21 pies gradiente abajo del pozo de sondeo, 12 pies pendientes de subida de la perforación, y 15 pies lateralmente desde el pozo a una profundidad de 55 a 60 pies en el acuífero (Figuras 7 y 8). Si no existiera el pozo abierto, el penacho simplemente migrar cuesta abajo dentro del modelo las capas 1 a 3.

La concentración relativa profundidad promediada en el multinodo así cambió con el tiempo como las concentraciones de soluto en el flujo de entrada en los nudos superiores del pozo cambiado con el tiempo (Figura 9). Las oscilaciones de menor importancia en la curva de ruptura están relacionados con la naturaleza

discreta de las partículas usadas para rastrear el transporte advectivo en el método de las características. En este caso, las partículas con tanto bajas y altas concentraciones convergieron en la más superior así nodos de todas las direcciones. Debido a que un discreto y limitado se utilizaron número de partículas, las partículas con alta y las concentraciones relativas bajas entraron bien en células diferentes relaciones durante cada incremento de tiempo, lo que resulta en oscilaciones en el tiempo en el mixto (o promedio) concentraciones en los nodos así que representan sumideros de fluido a el acuífero. Las oscilaciones son mayores cuando la dispersión es cero (como en este ejemplo); oscilaciones se pueden reducir con una mayor dispersión y cuando se utiliza una mayor densidad de partículas.

Debido a que el pozo no se bombea, asumimos que las concentraciones puede variar con la distancia a lo largo del pozo de sondeo. Las concentraciones de profundidad variable en el para este ejemplo son muestra en la Figura 10, y el perfil refleja el hecho de que flujo de entrada tiene la mayor concentración en el superior así nodo y que la concentración no cambia en la parte más profunda del pozo de sondeo donde hay flujo de salida desde el pozo hasta el acuífero. La comparación de las figuras 9 y 10 indica que aunque la concentración de profundidad promediada en el pozo en t ¼ 1 año es de ~ 21, el agua en el más profundo nodos, así que se descargan en el acuífero tiene una concentración de sólo ~ 17, lo que representaría el concentración de la fuente al acuífero.

La concentración en la parte más profunda del pozo se reduce por dilución de agua con muy baja concentración de contaminantes que entran el bien en las capas del modelo 5 a 7. Aunque se calcularon estos resultados suponiendo que no hay dispersión, la presencia de concentraciones en la solución que son intermedios entre 0 y 100 (Figuras 7B y 7C) podría ser llevado a reflejar un proceso de dispersión (ya sea física o numérica). En la parte superior del acuífero, esta aparente dispersión es en gran parte relacionada con el cálculo de un concentración promedio en una celda que contiene algunas partículas con una concentración de 0 y algunas con una concentración de 100 y está parcialmente inducida por la función de suavizado inherente al software de visualización. En la parte más profunda de el acuífero, las concentraciones intermedias son principalmente una función de la concentración de la fuente variable en el tiempo en el descarga de nodos de la así multinodo (Figura 9).

Para la segunda situación de Reilly et al. (1989), un caso base se simuló primero con el multinodo bien ausente. Esto generó una nube contaminante que se extendió una proporción relativamente grande cuesta

abajo distancia (sobre todo porque de advección) y repartidas distancias relativamente pequeñas lateralmente en respuesta a la dispersión hidrodinámica (Figura 11A).

Su trayectoria lineal y los límites lisos reflejar la uniformidad del campo de flujo bajo la predominante condiciones de contorno hidrológicos simétrica. Los la posición del pozo multinodo inactiva se muestra en Figura 11A, y el eje de la columna de humo pasa directamente a través de la localización del nodo inferior de la multinodo bien. La curva de avance para que los programas de localización un fuerte aumento de la concentración después de 3 años tienen transcurrido, sino por 10 años, la concentración tenía casi estabilizado a un valor de ~ 18 (Figura 12).

Luego de una simulación se hizo bajo el mismo externa condiciones de contorno, pero con la multinodo así activados, que creó la misma distribución cabeza y flujo campo (Figura 5) que simula por primera situación de Reilly et al. (1989). Bajo este régimen de caudales, descarga se produce desde los nodos en la mitad inferior del pozo.

El flujo es lo suficientemente grande que induce el flujo radialmente hacia afuera en que la profundidad en el sistema, causando algo de flujo se dirija en contra de la dirección del flujo regional. Esta perturbación de el campo de flujo desvía el penacho soluto advección de distancia desde y alrededor de la ubicación de la descarga así nodos, haciendo que el penacho para difundir un mucho mayor lateral distancia (Figura 11B) que cuando no existía el pozo. (Tenga en cuenta que esta solución numérica incluido algunas pequeñas concentraciones negativas calculadas en varias células-típica de una solución numérica a la advección y dispersión ecuación de transporte.

Las concentraciones son negativos siempre menor que 20,05 y no afectan a la naturaleza de la pluma o su representación en las ilustraciones.) Una pequeña parte de la columna también se vio obligado a profundidades mayores que en fue desviado el caso base como algunos de soluto por debajo de la parte

inferior de la multinodo también. La magnitud de la velocidades dirigida lejos de cada aumento nodo así con la profundidad, en proporción al flujo (Figura 6), de modo que en las capas más cerca del centro del pozo, el penacho los avances más cerca del pozo.

El efecto neto de la largamente proyectado bien en la proximidad del penacho significa que si el pozo se iban a utilizar como un pozo de monitoreo para evaluar la presencia de contaminantes en el acuífero, las muestras de agua se producirá una falsa negativa. Es decir, no hay contaminantes serían detectados con protocolos de muestreo normales que implican la evacuación de varios volúmenes de la carcasa o bombear a tasas bajas para incluso varias horas o días. La descarga del pozo antes de la más superficial agua subterránea en la parte más profunda del acuífero causó la pluma para moverse y lejos de la pozo de monitoreo. Resultados de la simulación con la adicional 2 tiempo de espera días mostró que las muestras recogidas sólo se incluirían recientemente recargado no contaminada el agua procedente de la parte superficial del acuífero. En la celda más profundo del pozo, después de '' muestreo '' la concentración después de 10 años para el caso de control fue ~ 18, pero cuando el pozo multinodo era activo, la concentración a la ese mismo punto después de 2 días de bombeo fue <0,02. Esta grandes destacados de diferencia (1) que en algunas situaciones pozos de monitoreo de pantalla larga pueden tener una profunda influencia en el sistema hidráulico de un sistema de agua subterránea y en la composición y la fiabilidad de una muestra de agua del suelo; (2) la importancia potencial de pozos abandonados; (3) la valor de samplers multinivel; y (4) la necesidad de la capacidad para simular los efectos de pozos en multinodo fenómenos soluto-transporte.

CONCLUSIONES

Debido a que los pozos (o pozos) con largos intervalos abiertos o pantallas largos pueden permitir el flujo no uniforme que se produzca dentro de un pozo de sondeo, soluto puede ser transportado directamente y rápidamente de un lugar a otro a través de un pozo tales.

Cálculo de la interacción y los efectos de intraborehole flujo y transporte de solutos en los patrones de calidad del agua en un acuífero requiere un flujo de agua subterránea junto y solutetransport capacidad de simulación. Hemos desarrollado un enfoque al paquete MNW par de MODFLOW (Halford y Hanson 2002), que simula el flujo en los pozos que se extienden más allá de un solo nodo de modelo, con compatibles MODFLOW-a modelo de transporte de solutos (MODFLOW-GWT).

Si el flujo entre un pozo multinodo y el modelo dominio es en la misma dirección en todo bien nodos, como se que ocurriría con una inyección de alta velocidad o la retirada así, se supone que la concentración de soluto en el pozo ser uniforme consistente con la hipótesis de completa mezclar dentro del pozo de sondeo durante un tiempo determinado incrementar. La concentración del pozo en esa retirada bien se calcula como una media ponderada de flujo. Si el fluya entre un multinodo bien y el dominio del modelo es complejo (en el pozo en algunos nodos, mientras que fuera de la bien en otros nodos), la concentración de soluto en el pozo se calcula utilizando un algoritmo de encaminamiento que sólo asume la mezcla local en cada nodo en el pozo durante un incremento de tiempo dado. Flujo y soluto enrutamiento con la mezcla local permite concentraciones de variar con la distancia en el pozo de sondeo. La concentración media en estos tipos de los pozos se calcula como un promedio ponderado distancia.

Dado que las concentraciones pueden variar con la ubicación dentro de la pozo, la concentración de la fuente de fluido para el flujo de salida así al acuífero puede diferir de manera simultánea entre los nodos en un solo pozo.

En algunos casos, un largo pozo de sondeo (como un monitoreo bien o un pozo abandonado) puede proporcionar una vía rápida que facilita el movimiento de los contaminantes a través de una sistema acuífero y por lo tanto necesita ser reconocido la hora de predecir los cambios en la concentración en el sistema.

Esto fue demostrado a través de un problema de prueba diseñada para simular el flujo de agua subterránea y el transporte de solutos en un acuífero que contiene un penacho contaminante cerca de su parte superior superficie y un pozo que se extiende a través del modelo de múltiples capas (representados como así varios nodos) en el que locales gradientes de cabeza inducidos flujo hacia abajo en el pozo. Simulación de este problema prueba (originalmente propuesto por Reilly et al. 1989) demostraron claramente que el flujo de la baja en el contaminación cruzada causada pozo de sondeo de la parte más profunda de el acuífero. Un penacho contaminante secundario desarrollado en una mayor profundidad en el sistema de aguas subterráneas que lo haría haber ocurrido si no existiera el pozo o habían sido efectivamente enchufado o sellados.

Una variante del mismo problema prueba también demostró que el flujo de intraborehole puede causar un sesgo de muestreo en la detección de la presencia de contaminantes en un agua subterránea sistema. Por el mismo campo de flujo, pero con una alternativa situación en la que existía un penacho contaminante en un profundo parte del acuífero y sin contaminación estaba presente en la parte más superficial del acuífero, la columna de humo era más profunda desviados lejos de y alrededor del multinodo '' monitoreo '' bien. En el nivel donde las descargas de agua de la largo del pozo, la historia de la descarga así crea un buffer de agua no contaminada en todo el bien que puede impedir la colección práctica de representante muestras de agua de esa zona del acuífero. Las muestras recogidas de una vigilancia tan bien faltaría indicar la presencia de contaminantes, a pesar de que están presentes alrededor y por debajo de la ubicación del pozo.

El enfoque documentado en este documento es exacta, eficiente, y relativamente simple. Fue implementado y probado en un código para proporcionar compatibilidad entre el MNW paquete de MODFLOW y la MODFLOWGWT

modelo de transporte de solutos. Esta mejora mejora la capacidad de MODFLOW-GWT para simular con precisión transporte en los casos que implican flujos hacia o desde multinodo pozos. La metodología, sin embargo, puede fácilmente ser incorporado en otros modelos de solutos de transporte.

AGRADECIMIENTOS

Los autores agradecen enormemente la crítica muy útil comentarios de B.R. Clark, D. T. Feinstein, K.J. Halford, R. T. Hanson, R.J. Hunt, C. J. Neville, T.E. Reilly, yD. H. Tepper.