基于Visual MODFLOW Flex的硝酸鹽氮遷移轉化特性研究

郝晨西，董 深，呂 謀

（青島理工大學 環境與市政工程學院，山東 青島 266000）

人類活動對地下水環境氮素的輸入具有重要影響，硝酸鹽氮作為“三氮”污染物的主要存在形式被高度關注［1］。超出預警閾值的硝酸鹽氮被人體攝入后，轉化為亞硝酸鹽增大人體細胞發生癌變、突變的概率［2］。世界衛生組織規定飲用水中硝酸鹽氮質量濃度限值為10 mg／L［3］。地下水中硝酸鹽氮主要來源于未經嚴格處理的城市污水、工農業廢水直接排放形成的點狀污染源［4］，農業氮肥施用、畜禽排泄物長期堆放形成的面狀污染源［5］。

近年來，國內外學者對硝酸鹽氮污染地下水進行了大量研究，Carrey Raúl等［6］將同位素分析與微生物來源追蹤技術相結合，識別了西班牙東北部地下水中硝酸鹽氮的來源；余靜等［7］利用磁性殼聚糖微球固定氫自養反硝化菌，為硝酸鹽氮的去除提供了高效途徑；Zhang Wen等［8］將經生化耦合處理的農作物秸稈作為農田修復PRB填料的替代品去除硝酸鹽氮，提高了廢料利用率。多數學者把研究重心放在污染溯源和去除方法的探索上，對不同投加工況下溶質遷移轉化規律的研究較少。同時，一些地區受地形環境影響，原位試驗操作受限，部分水文地質參數只能通過巖性勘察或選取經驗值等方法確定［9］，如何提升數值模型的精度成為現階段面臨的重要挑戰。筆者依據硝酸鹽氮在地下水中的主要污染來源，探究兩種典型投加工況下溶質的遷移規律及污染羽的擴散情況，通過模型校正，建立Visual MODFLOW Flex數值模型，使其更加真實地還原研究區環境，以期為掌握地下水系統特征污染物遷移轉化規律及硝酸鹽氮污染的控制等提供理論依據。

1 試驗設計與參數選擇

1.1 室內砂槽模型裝置設計

室內砂槽模型［10］用2 cm厚的有機玻璃板制成，槽體尺寸為1.5 m×1.0 m×1.0 m（長×寬×高），外圍設有金屬框架支撐。裝置內均質砂粒填充高度為0.6 m。砂槽底部設有8個觀測孔（OBS1～OBS8），與固定在槽體外壁的8根玻璃刻度管通過橡皮管連接，形成簡易連通器用來觀測水位變化和采集水樣。槽內設置2眼注水井（IW1、IW2）、2眼抽水井（PW1、PW2），抽、注水井均安裝玻璃轉子流量計和控制閥門以達到調節進水和出水流量的目的，井內徑均為25 mm。前后內壁布設上下兩排（共12個）側向補給孔，上排補給孔位于砂層之上用來模擬降水、地表淋濾等自然條件；下排補給孔處于砂層中部，用于模擬砂槽飽和帶地下水側向徑流流態。試驗裝置還包括水箱、水泵和電動機等為試驗提供穩定水源和抽灌動力源。井群布置以及地表滲漏污染區域（中心矩形）見圖1。

圖1 室內砂槽模型平面（單位：m）

1.2 硝酸鹽氮檢測方法及參數選擇

將硝酸鹽氮作為溶質運移模型的目標污染物，因其不易被土壤吸附固定，故不考慮非飽和－飽和土壤（包氣帶）對污染物的阻滯作用和凈化作用［12］。室內砂槽模型沒有額外添加化學試劑，氧化還原環境是硝酸鹽氮衰減的主要影響因素。綜上所述，根據硝酸鹽氮的特性，采用溶質運移時的對流彌散作用以及硝酸鹽氮的生物反硝化作用共同描述其自然衰減過程，其中反硝化作用可以借助K－mobile參數（溶解相溶質一階反應速率常數）運用準一級動力學反應表達［13］。

2 室內砂槽數值模型建立

2.1 基于Visual MODFLOW Flex的模型概化

Visual MODFLOW Flex作為新一代模擬地下水系統的數值建模軟件，在兼容Visual MODFLOW老版本的同時，所有建模步驟可以直觀地在操作界面呈現，且可以建立不同工況的多個模擬場景，以便于橫向比較。同時，該軟件具有水流模擬程序（MODFLOW 2000／2005）、三維溶質運移模型（MT3DMS）等，可用于水位預報、水質模擬等。

在室內砂槽模型試驗基礎上，建立Visual MODFLOW Flex數值模型，對含水層進行概化。模型上邊界是水位隨著抽灌作用不斷變化的浸潤自由面，底部因沒有水力交換而可看作隔水邊界。滲流區兩側均無源匯項，每側均等距分布4眼觀測井以便獲取水頭信息，將其概化為給定水頭邊界。左、右邊界分別設有平行排列的2眼抽水井和注水井，可以通過源匯項的形式實現排泄和補給，流量計可監測單位時間內流入和流出的水量。運用有限差分法對模擬區進行剖分，為探究垂向不同深度的污染情況，將模型劃分為6層，各層參數設置相同。模擬區共剖分成3 600個單元格，每個單元格尺寸為0.05 m×0.05 m。

2.2 模型構建

（1）水流模型。砂槽內砂質均勻，滲流場所有節點滲透系數相同，且不考慮各向異性。研究區概化為均質、各向同性的非穩定流地下水流系統。依據含水層特征及邊界條件，采用地下水流運動方程及其定解條件描述：

式中：K為滲透系數，m／d；h為潛水含水層厚度，m；H為潛水含水層水位，m；W為源匯項（源為正、匯為負）；μ為給水度；t為時間，min；D為滲流區域；H0為初始水位，m；H1為觀測水位，m；S1為給定水頭邊界；n為二類邊界的法線方向；S2為隔水邊界。

（2）溶質運移模型。溶質運移模型采用三維溶質運移模塊，采用有限差分法（UFD）求解，溶質運移方程及定解條件：

式中：C為溶質質量濃度，mg／L；Dx、Dy、Dz為各坐標軸方向的水動力彌散系數；ux、uy、uz為各方向的流速分量；I為溶質源匯項；Rk為化學反應項（代表溶質的反硝化作用）；C0為初始質量濃度（本研究為0），mg／L；Γ1為一類邊界；C1為實測溶質質量濃度，mg／L。

2.3 模型的識別校正與參數率定

為提升模型精度，利用井灌注水試驗對模型進行校正。通過試驗水位觀測值調整滲透系數、給水度等參數，通過溶質實測值反演彌散度（縱向彌散度DL、橫向與縱向彌散度之比DH／DL、垂向與縱向彌散度之比DV／DL）、K－mobile以及有效孔隙度等參數，以達到修正水流模型和溶質運移模型的目的。

（1）井灌注水試驗。試驗用水為合成水，將定量分析純級硝酸鈉粉末投加到水箱中，配制成－N質量濃度為100 mg／L的含氮廢水作為補給水源，攪拌后靜置20 min使其全部溶解。由于室內砂槽體積有限，因此只開啟單井（IW2）連通閥，采用離心泵以1 m3／d的速率向含水層連續注水30 min。

（2）水流模型的校正。選擇30 min的注水期作為水流模型識別期，為減小水流擾動對觀測結果的影響，選擇距離注水井IW2相對較遠的觀測井OBS1、OBS2、OBS7記錄水位數據。實際觀測水位與模擬水位擬合曲線見圖2，標準均方誤差為2.17%，誤差較小。

圖2 注水期水流模型擬合曲線

（3）溶質運移模型校正。選擇30 min注水期作為溶質運移模型識別期，分別從8個觀測井中進行水樣采集，參考檢測結果調整溶質模型參數。其中觀測井OBS4、OBS8在注水期均未檢測到目標污染物，剩余6眼觀測井的－N質量濃度擬合情況見圖3，標準均方誤差為2.089%，擬合結果較好。

圖3 注水期N質量濃度擬合曲線

將注水30 min時檢測到的硝酸鹽氮質量濃度作為初始濃度，將30 min～10 d的靜置期作為驗證期檢驗溶質運移模型的準確性。8眼觀測井硝酸鹽氮質量濃度實測值與模擬值擬合曲線見圖4，標準均方誤差為1.91%，硝酸鹽氮質量濃度實測值與模擬值變化趨勢一致，說明該模型能較真實地反映硝酸鹽氮在室內砂槽中的分布情況。模型參數率定結果：橫向、縱向、垂向滲透系數均為18.6 m／d，給水度μ為0.25，有效孔隙度為0.3，總孔隙度為0.33，縱向彌散度DL為0.8，橫向與縱向彌散度之比DH／DL為0.3，垂向與縱向彌散度之比DV／DL為0.02，溶解相溶質一階反應速率常數Kmobile為0.012／d。

圖4 靜置期N質量濃度擬合曲線

3 硝酸鹽氮遷移轉化特性分析與預測

在注水試驗基礎上結合數值模型，對硝酸鹽氮以點源井灌的形式進入砂槽后的水力分布情況及溶質運移行為展開分析，并模擬預測硝酸鹽氮以地表滲漏形式進入淺層含水層的遷移情況。

3.1 點源井灌污染模擬分析

將生活飲用水衛生標準中硝酸鹽氮的限值（10 mg／L）作為污染下限劃定污染區域，分析井灌注水試驗中硝酸鹽氮的運移規律。注水過程中，注水井附近硝酸鹽氮質量濃度漲幅較大，污染暈持續擴張，在連續注水30 min后到達砂槽中部，井中心處質量濃度峰值為52 mg／L。停止投加污染物后，污染源中心形成較大水位差，此時外界施加的水力作用大于污染物在介質中的自然滲透作用，污染物的平均擴散速度約為5 cm／d。區域內水位在靜置5 d后基本處于同等高度0.305 m，污染區域不再有明顯擴張，污染物質量濃度呈下降趨勢。

3.2 硝酸鹽氮遷移轉化趨勢預測

將質量濃度為1 000 mg／L的硝酸鹽氮以2.25×10－3m3／d的速率從地表污染源（見圖1）滲漏1 d，滲漏完成后靜置0、5、10、20 d時滲漏污染區域垂向截面硝酸鹽氮質量濃度見圖5，依據生活飲用水衛生標準將硝酸鹽氮質量濃度為10 mg／L等值線包圍的區域作為污染區域。從圖5可以看出，污染源附近硝酸鹽氮質量濃度較高，由于彌散作用（主導因素）與溶質的自然衰減作用，因此滲漏中心硝酸鹽氮質量濃度在5 d內從500 mg／L下降到100 mg／L。隨著水力停留時間的增加，污染物繼續向更深層飽和區擴展，靜置10 d后到達飽和區底部，污染中心垂向擴散速率最快，約為2.4 cm／d。

圖5 滲漏后N垂向質量濃度分布（單位：mg／L）

硝酸鹽氮滲漏后，潛層含水層水平方向污染最嚴重的一層質量濃度分布見圖6。自停止滲漏，0～8 d污染暈范圍逐漸擴大，x方向擴散速率約為1.4 cm／d，y方向擴散速率約為0.8 cm／d。靜置10 d后污染物擴散速度減緩，x方向基本停止擴散，y方向擴散速度約為0.65 cm／d，污染暈開始縱向延展，20 d達到最大污染范圍（約為0.64 m2），10～20 d的去除效率約為36%。20 d后污染暈呈縮小趨勢，砂槽中氧含量降低，逐漸趨向于還原環境，有利于反硝化反應的進行，硝酸鹽氮的自然衰減作用增強，去除效率約為46.8%。靜置50 d時整個砂槽中硝酸鹽氮質量濃度小于20 mg／L，滿足Ⅲ類地下水中硝酸鹽氮的限值要求。

圖6 滲漏后含水層污染物質量濃度分布（單位：mg／L）

4 結 語

采用物理試驗與數值模擬相結合的方法建立地下水仿真模擬系統，運用相似原理成比例縮小滲流區空間尺度，便于從整體上探究目標污染物的運移規律。模型經過系統地校正和識別驗證后，具有較好的準確性和實用性，但未來應用到實際工程中需考慮尺度效應對模型參數的影響。

硝酸鹽氮以井灌和地表滲漏兩種投加形式進入地下水系統后均發生不同程度的彌散和自然衰減作用，水力停留時間的延長促進了反硝化作用的進行，去除效率提高。采取單井注入時，井中心污染物出現質量濃度峰值，在水位差的影響下污染物擴散較快；以地表滲漏形式進入淺層含水層時，垂向上污染物進一步向深層飽和區遷移，污染中心擴散速率最快。硝酸鹽氮污染較嚴重地區，只依靠自然衰減作用不能在較短時間內達到凈化地下水Ⅲ類水標準，需采取措施及時治理。