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土壤和地下水耦合数值模拟研究进展

殷乐宜, 魏亚强, 陈坚, 文一, 李璐, 牛浩博. 土壤和地下水耦合数值模拟研究进展[J]. 环境保护科学, 2020, 46(3): 127-131. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.03.022
引用本文: 殷乐宜, 魏亚强, 陈坚, 文一, 李璐, 牛浩博. 土壤和地下水耦合数值模拟研究进展[J]. 环境保护科学, 2020, 46(3): 127-131. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.03.022
YIN Leyi, WEI Yaqiang, CHEN Jian, WEN Yi, LI Lu, NIU Haobo. Research Progress of Coupled Numerical Simulation of Soil and Groundwater[J]. Environmental Protection Science, 2020, 46(3): 127-131. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.03.022
Citation: YIN Leyi, WEI Yaqiang, CHEN Jian, WEN Yi, LI Lu, NIU Haobo. Research Progress of Coupled Numerical Simulation of Soil and Groundwater[J]. Environmental Protection Science, 2020, 46(3): 127-131. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.03.022

土壤和地下水耦合数值模拟研究进展

    作者简介: 殷乐宜(1994 − ),女,硕士。研究方向:地下水污染防治政策与地下水修复。E-mail:yinly@caep.org.cn
    通讯作者: 魏亚强(1990 − ),男,博士、助理研究员。研究方向:地下水模拟预测与地下水修复。E-mail:weiyaqiang0000@126.com
  • 基金项目:
    国家重点研发计划资助;场地土壤与地下水污染评估与风险预测方法研究(2018YFC1800204)
  • 中图分类号: X53

Research Progress of Coupled Numerical Simulation of Soil and Groundwater

    Corresponding author: WEI Yaqiang, weiyaqiang0000@126.com
  • 摘要: 土壤和地下水在水分运移、污染物迁移转化等方面高度相关,基于数值模拟预测土壤和地下水耦合污染趋势可以为土壤与地下水污染协同防治工作提供定量化技术支撑。文章综述了土壤和地下水数值模拟方法,总结了土壤和地下水中水流和溶质运移的耦合数值模拟研究进展,并对耦合数值模拟研究的未来发展趋势进行了展望。
  • 新疆维吾尔自治区南疆地区地处西北极端干旱沙漠区,近年来,随着该区农业生产水平不断提高,生产规模随之扩大,对水资源和氮磷资源的需求量呈逐年上升趋势。氮磷资源的大量使用,一方面致使氮磷资源短缺的问题不断加剧,另一方面诱发了各种各样的环境问题[1]。在农业生产过程中,畜牧业作为新疆南疆最具特色的传统基础产业之一,在蓬勃发展的同时,各种各样的问题也接踵而至。其中,养殖废水中污染物的不合理排放导致了该区资源的严重浪费和塔里木河流域的局部地区污染。养殖废水中含有大量氮、磷,若处置不恰当,将导致氮、磷资源的流失,加剧水体富营养化[2]。此外,土壤盐渍化也是南疆地区典型的环境问题之一,盐渍化土壤水相中富集大量盐分离子,主要包括K+、Ca2+、Na+、Mg2+CO23HCO3SO24、Cl8种离子[3],离子含量随地区变化呈现不同的分布特征,其中主要以氯化物或硫酸盐-氯化物为主[4]。由于南疆农田土壤盐分含量较高,需定期进行灌溉排盐才能满足植物的生长需要,这进一步导致了塔里木河中盐分离子的持续升高。因此,养殖废水的氮磷污染问题和高浓度的农田盐碱排水问题的双重叠加效应对南疆生态环境造成了极大的压力,亟需寻找一种既能够减少水体污染又能回收氮磷资源的有效方法。

    国内外对磷回收方式包括化学沉淀法和结晶法等传统方法,还有源分离技术[5]、吸附/解吸法[6]和滤池过滤回收法[7]等物化回收技术及生物质磷回收技术、膜生物反应器(membrane bio-reactor, MBR)工艺和强化生物除磷(enhanced biological phosphorus removal, EBPR)工艺等生物回收技术[8]以及最近研究聚焦的污泥回收磷技术[9-10]和纳米技术[11]等。每种方法均有各自的优缺点。吸附/解吸附法中常用的吸附剂有水化硅酸钙、明矾污泥等,但由于吸附剂吸附容量较小,存在毒理性危害,限制了吸附/解吸附法在回收磷方面的应用。另外,目前一些新兴吸附剂如改性生物炭等也逐渐引起了研究者的注意[12]。上述这些新兴技术大多处在研究阶段,回收成本较高,还未大规模使用[14]。相比之下,化学沉淀法具备迅速将高浓度磷酸盐去除回收的特点,当与其他工艺结合起来时,不仅有化学沉淀量大、沉淀效果好的特点,还具备其他工艺的优势[13-14]。鸟粪石沉淀法(MAP)又称磷酸铵镁沉淀法[15],是化学沉淀法的典型代表,作为一种成熟、可靠、高效的磷回收技术,近年来受到越来越多的关注。原理是将Mg、N、P按照一定摩尔比,在碱性环境下生成鸟粪石(MgNH4PO4·6H2O),以此来实现氨氮和磷的同步回收。该方法生成的目标产物是一种良好的氮磷缓释肥,被广泛应用于农业生产,可获得经济效益[16-19]。鸟粪石沉淀法的主要反应如式(1)~式(3)所示。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (1)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (2)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (3)

    镁源是制约MAP沉淀法大规模使用的重要因素。常用的镁源主要是MgCl2、MgSO4、MgO等溶解性化合物[20-21],这些镁化合物造价较为昂贵,将其作为镁源会大大提高MAP沉淀法的成本。因此,寻求低成本镁源是提高MAP沉淀法经济效益的有效途径[22]。很多学者之前已经采用海水、苦卤水[23-25]作为廉价镁源回收磷,并取得了较好的回收效果。由于新疆南疆农田土壤盐渍化极其严重,排水中的盐分含量较高,总盐质量浓度高达3~4 g·L−1[26],这为养殖废水中氮磷回收提供了潜在的镁源。如果能够将其加以利用,不仅能够回收养殖废水中氮磷污染物并加以资源化,还能够有效降低排入水体中的盐分离子及引发次生盐渍化。海水中Mg2+质量浓度约为1.2 g·L−1,相比之下,渍化土壤排水中Mg2+占总盐含量的6%~20%,为0.2~0.6 g·L−1[3-4],Mg2+含量略低于海水中的含量。由于渍化土壤排水中离子种类比海水少,开发难度相对较低,新疆地区每年需进行的春灌和冬灌为获得大量的渍化土壤排水提供了可行条件,因此,将盐渍化土壤水体作为镁源在技术和经济上具有可行性[27]

    本研究结合新疆养殖业的氮磷污染和盐渍化问题,利用农田高盐排水作为镁源对氮磷废水中的磷进行回收,通过对比实验、正交实验和干扰离子影响实验,综合分析了高盐排水回收磷的回收效果和经济可行性;将治理盐渍化问题与磷回收结合起来,开发了氮、磷回收利用与污染控制相结合的集成技术模式,所得结果对提升现行养殖废水处理技术水平,实现社会效益、经济效益和环境效益三者的统一具有重要意义。

    供试试剂:氯化铵、磷酸氢二钠、六水氯化镁、酒石酸钾钠、酒石酸锑氧钾、过硫酸钾、纳什试剂、氨基磺酸、抗坏血酸、磷酸二氢钾、硝酸钾、钼酸铵、氢氧化钠、盐酸、硫酸、氯化钙、氯化钠、氯化钾、硫酸钠、碳酸氢钠,供试试剂均为分析纯,购自国药集团化学试剂有限公司。

    实验仪器:循环水式多用真空泵(SHB-III,郑州预科仪器有限公司)、集热式磁力搅拌器(DF-101B,金坛友联仪器研究所)、紫外可见分光光度计(UV-5500,上海元析仪器有限公司)、pH计(FiveEasy PlusTM FE28,上海全脉科学仪器有限公司)、自热恒温培养箱(HPX-9162MBE,上海赫田仪器有限公司)、电热鼓风干燥箱(GZX-9146MBE,上海百典仪器设备有限公司)、手提式压力蒸汽灭菌器(YXQ-SG46-280S,上海博讯仪器有限公司)、全温振荡器(BS-2F,上海荣计达实验仪器有限公司)。

    养殖废水中氮主要以氨态氮、硝态氮等形式存在,总氮质量浓度为200~2 000 mg·L−1;总磷质量浓度为50~800 mg·L−1[28-29]。对样品进行离心、过滤[30]等前处理后,进一步对其进行各项指标的测定。实验所需的养殖废水取自阿拉尔市十四团宏盛牧歌养殖有限公司,废水为一级厌氧消化后的处理物,主要物理化学指标如下:总磷为(205.00±2.50) mg·L−1、氨氮为(408.46±6.34) mg·L−1、含盐量为0.66%、电导率为12.18±3.44、pH为7.18±0.80。依据上述养殖废水中的氨氮、总磷含量配制相应的模拟废水。具体配置方法如下:取1.187 7 g NH4Cl溶于去离子水中,配制氨氮质量浓度为400 mg·L−1的标液,并按照n(N)∶n(P)=1∶1,准确称取7.950 7 g Na2HPO4溶于去离子水中配置磷质量浓度为668 mg·L−1的磷标液,以便后续易控制实验中氮磷摩尔比。

    本研究通过土壤振荡淋洗法获得高盐水样,实验土样取自阿拉尔十团棉田,并收集了棉田周边沟渠的农田排水。南疆地区农田排水中的镁离子质量浓度为0.2~0.6 g·L−1[31]。本研究为了考察不同质量浓度的高盐排水对磷回收的影响和满足后续研究需要,对农田排水进行了离子富集处理。具体步骤为:称取100 g盐渍土,放入500 mL三角瓶中,按1∶5的土水比加入500 mL去离子水,标记此时液面位置。为了防止在振荡过程中溶液损失,提前用保鲜膜和锡箔纸封口。将三角瓶放入BS-2F全温振荡器中,温度调至25 ℃,以180 r·min−1振荡30 min。之后,将获得的水土混合液用真空抽滤泵进行抽滤,实现上清液和固体颗粒物分离。继续称取100 g盐渍土样,将过滤后的上清液与100 g盐渍土混合,为了保证土水比始终为1∶5,加水至标记位置,此为1个循环,共计5个循环。用密封性好的试剂瓶将滤液储存。测定滤样中的离子成分,并与农田水样离子成分进行对比。

    设计2组对比实验。第1组考察MgCl2和高盐排水的回收磷的效果:首先,配制Mg2+质量浓度为0.2、0.4、0.6、0.8、1.0 g·L−1梯度的MgCl2溶液;再用去离子水将制备的高盐排水进行稀释,稀释至与上述MgCl2溶液对应的5个Mg2+浓度,并将15 mL氨氮标液和15 mL磷标液进行混合。将上述5份Mg2+高盐排水和5份不同浓度的MgCl2溶液分别投加到上述氮磷混合液中,反应pH、N∶P摩尔比、温度、转速和反应时间分别设置为9、1∶1、25 ℃、100 r·min−1和20 min,并设置3个平行组。反应过程中实时检测pH变化,反应20 min后测定反应前后磷的变化量,计算磷回收率。

    第2组实验主要考察pH对高盐排水回收磷效果的影响。选择Mg2+浓度梯度为上述实验中磷回收率最高的1组,探究在其余条件不变的情况下,当pH为7、8、9、10和11时磷的回收率。

    在南疆的农田排水中,Mg2+、K+、Ca2+、Na+CO23HCO3SO24和Cl等离子的占比较高[32],可能会对磷回收产生一定的影响。因此,本研究进一步探讨了干扰离子对高盐排水回收磷的影响。高盐排水中除Mg2+外还有K+、Ca2+和Na+等金属阳离子,他们之间存在一定的化学相似性。因此,与阴离子相比,金属阳离子对氮磷回收反应的干扰性较大,应优先考虑金属阳离子对高盐排水回收磷的影响。分别配制浓度为0.001 mol·L−1和0.01 mol·L−1的KCl、CaCl2、和NaCl溶液,氮磷标液的配制同上,Mg2+浓度的选择1.4中磷回收率较高的一组。具体实验操作如下:以K+为例,取15 mL氨氮标液和15 mL磷标液配制成2份氮磷混合标液,分别加入15 mL 0.001 mol·L−1、0.01 mol·L−1的KCl溶液,再加入15 mL MgCl2溶液,反应pH、N∶P摩尔比、温度、转速和反应时间分别设置为9、1∶1、25 ℃、100 r·min−1和20 min,并设置3个平行组;Ca2+和Na+实验设置同上。由于农田排水中的CO23含量较低[33],本研究未考虑CO23对磷回收的影响,阴离子仅探讨HCO3SO24和Cl对磷回收的影响。分别配制0.001 mol·L−1和0.01 mol·L−1 2个质量浓度梯度的 Na2SO4、NaHCO3和NaCl溶液,其余反应条件同上,反应20 min后测定反应前后磷的变化量,计算磷回收率。

    由于影响氮磷回收的因素较多,本实验设置了三因素四水平正交实验(L34)[34]探讨pH(8、9、10、11)、Mg∶P(1.0、1.5、2.0、2.5)和N∶P(1.0、1.5、2.0、2.5)摩尔比对磷回收的影响(表1),以获得最优的反应条件。其中,反应温度设置25 ℃、转速100 r·min−1,反应时间20 min。实验过程中,通过改变pH、Mg∶P摩尔比和N∶P摩尔比的不同组合探究对磷回收率的影响。

    表 1  高盐排水回收氮磷影响因素正交实验表
    Table 1.  Orthogonal experiment table of influencing factors of nitrogen and phosphorus recovery by high salt drainage
    实验号pHMg∶PN∶P
    ABC
    181.01.0
    291.51.5
    3102.02.0
    4112.54.0
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    土壤和水体中的盐分离子测定方法如下:采用EDTA络合滴定法测定Ca2+和Mg2+[35];采用火焰光度法测定K+和Na+[36];采用双电极法测定CO23HCO3[37];采用硝酸银滴定法测定Cl [38];采用EDTA间接滴定法测定SO24[39]

    MgCl2和高盐排水对磷的回收效果用TP回收率表示,TP根据式(4)进行计算。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (4)

    式中:Re为TP回收率;C1为溶液中初始磷质量浓度,mg·L−1C2为反应溶液中磷剩余质量浓度,mg·L−1

    溶液中的TP浓度采用钼锑抗分光光度法进行测定[40];溶液pH采用FiveEasy PlusTM FE28 pH计测量;反应沉淀物置于50 ℃烘箱中干燥3 h,采用扫描电镜(SEM-EDS)、X射线衍射(diffraction of x-rays, XRD)分析沉淀物形态特征及元素组成。

    利用IBM SPSS Statistics(23,IBM,美国)进行数据分析,分析过程中出现的Ki为表中各列因素水平i(1,2,3,4)的磷回收率之和后的均值,Kij为在j(A,B,C)因素下i的磷回收率之和后的均值,极差R为每列因素Ki中最大值和最小值之差;采用Origin(2019b,OriginLab,美国)、Excel(2020,微软,美国)进行数据绘图;采用Jade(6.5,MDI,美国)进行XRD衍射图谱分析。

    农田排水中SO24含量最高,Na+和Cl居于其次,金属阳离子含量适中,CO23HCO3占比较低(表2),这主要与新疆地区特殊的土壤条件有关[41]。为了满足实验需求,本实验对土壤淋洗液采用离子富集方法进行了处理。由表2可知,经过5次浓缩处理后,金属阳离子、SO24和Cl浓度显著提高,其中Mg2+质量浓度更是达到了2.14 g·L−1。本实验制备的高盐排水中Mg2+质量浓度达到了2.14 g·L−1,Mg2+质量浓度低于吕媛等[24]实验所使用的海水水样(7.00 g·L−1),但高于张萍等[23]使用的海水水样(1.22 g·L−1)。HCO3稳定性较差,经过振荡操作后,样品中HCO3以CO2形式逸出,致使其含量降低。

    表 2  高盐排水主要离子成分及含量
    Table 2.  Main ion composition and content of high salt drainage mg·L−1
    排水Ca2+Mg2+Na+K+
    高盐排水1 532.00±287.002 136.00±565.3455 461.58±1024.221 006.56±105.25
    农田排水512.10±101.68366.10±93.761 071.28±206.39176.98±20.13
    排水CO23HCO3ClSO24
    高盐排水未检出164.57±20.3571 680.80±787.4527 058.75±458.54
    农田排水23.43±4.72316.66±75.441 422.70±351.882 331.84±301.03
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    高盐排水中Mg2+质量浓度约为0.2~0.6 g·L−1,为了提高Mg2+质量浓度,可以对高盐排水进行浓缩(膜蒸馏、浸渍)处理。为满足实验需求,采用了多次浸渍制得Mg2+质量浓度为2.14 g·L−1高盐排水。多次浸渍可以有效提高高盐排水中Mg2+含量,以此来降低高盐排水的投加量,可避免二次污染现象的发生。

    在投加MgCl2溶液和投加高盐排水的2个实验组中,TP平均回收率均随Mg2+质量浓度升高呈现递增的趋势(图1图2)。当Mg2+质量浓度为1.0 g·L−1时,在投加MgCl2溶液的实验组中,TP平均回收率达到84.15%;在投加高盐排水的实验组中,TP的回收率为83.65%,比前者略低。对于同一Mg2+质量浓度下的MgCl2溶液和高盐排水,当n(Mg)∶n(P)<1.9时,高盐排水的TP平均回收率近似或略高于MgCl2溶液。其原因可能是,高盐排水成分较为复杂,除Mg2+外还含有大量的K+、Ca2+、Na+CO23HCO3SO24和Cl等离子,正是由于这些离子的存在,与反应溶液中的Mg2+进行竞争[42],其争夺磷的能力要强于单纯的MgCl2溶液,促进了磷的回收。以最典型Ca2+为例,钙镁离子在元素周期表中位列同一族,化学性质极其相似,Ca2+易与溶液中的磷酸根离子反应,生成难溶于水的羧基磷灰石(Ca5OH(PO4)3)和磷酸钙等物质。当钙镁摩尔比不同时,对反应的影响也不同,具体分析在干扰离子实验中说明。另外,当Mg2+质量浓度低于0.6 g·L−1时,溶液中n(Mg)∶n(P)<1,两者的磷回收率较低;随着Mg2+质量浓度的提高,溶液中n(Mg)∶n(P)接近1,TP回收速率有了较为显著的提升。当Mg2+质量浓度达到1.0 g·L−1,溶液中n(Mg)∶n(N)∶n(P)=1.9:1∶1,此时,磷的平均回收率能够达到83.85%。

    图 1  投加不同镁源对总磷回收效果
    Figure 1.  Effect of adding different magnesium sources on total phosphorus recovery
    图 2  pH环境对不同镁源回收总磷的影响
    Figure 2.  Effect of pH environment on total phosphorus recovery from different magnesium sources

    图2反映出常规MgCl2和高盐排水的TP回收率均随pH升高整体呈现先升高后降低的趋势。当pH为7时,MgCl2和高盐排水对TP的回收率最低,分别为13.21%和14.61%,表明中性环境不利于反应的进行;当溶液环境逐渐转变为碱性时,TP回收率逐渐升高,并在pH为10时TP的回收率分别达到临界值86.42%和87.19%;临界值过后,两者的TP回收率随pH升高急剧降低,当pH为11时,两者的TP回收率仅为13.69%和26.21%。MgCl2溶液在pH为9时的TP回收率为85.49%,接近临界值86.42%;相比之下,此时高盐排水对TP回收率仅为81.61%;当pH为11时,高盐排水对TP回收率比MgCl2溶液高。反应结束后,溶液中高盐排水中TP剩余质量浓度要高于MgCl2,且在Mg2+质量浓度为0.2 g·L−1时最为显著。造成这些现象的原因可以归结于高盐排水复杂的离子环境。由于共存离子的存在,一方面使反应所需的pH提高;另一方面,当Mg2+浓度较低时,会使NH4+、PO42-与Mg2+的碰撞概率降低,降低反应速率[43]。吴健等[19]、鲍小丹等[44]发现,生成鸟粪石的最适pH为9.0;李洪刚等[17]、畅萧等[45]发现,当pH为9.5时,有利于鸟粪石的回收;李爱秀等[46]在优化猪场沼液氮磷工艺参数时得出最适pH为10。这些研究结果与本研究获得的结果一致。

    图3表明,干扰离子对磷回收产生了不同程度的影响。TP初始质量浓度为172 mg·L−1,当溶液中只有Mg2+存在时,反应后溶液中TP剩余量53.83 mg·L−1。当金属阳离子浓度为0.001 mol·L−1时, K+、Ca2+、Na+实验组中TP剩余量依次为59.40、55.69、58.16 mg·L−1;当离子浓度上升至0.01 mol·L−1时,K+、Ca2+、Na+实验组中TP剩余量分别为50.74、28.46、55.07 mg·L−1(图3(a))。这表明Ca2+含量对磷的回收产生了较大影响。当Ca2+离子浓度较低时,反应溶液中磷剩余量与不存在干扰离子的对照组相比略高,此时Ca2+造成的影响较弱;随离子浓度的升高,Ca2+对反应的影响逐渐增强。Ca2+浓度提升10倍,溶液中TP剩余量由55.69 mg·L−1下降至28.46 mg·L−1。TP含量的降低表明,Ca2+浓度的升高对磷的回收起到了显著的促进作用。当溶液中n(Ca)∶n(Mg)<0.5时,反应以Mg2+消耗为主,反应主产物为MgNH4PO4·6H2O;当n(Ca)∶n(Mg)>0.5时,反应朝Ca2+与磷酸根离子结合的方向进行,此时的反应产物主要是磷灰石和磷酸钙等钙形式的化合物[47-48]。如果单从回收磷的角度考虑,新产物的生成进一步促进了磷的回收,但这会对氮磷回收产物中鸟粪石的纯度产生不利影响。生成的磷酸钙沉淀附着在鸟粪石表面,会抑制鸟粪石的生长,降低鸟粪石的纯度[49]。与Ca2+相比,K+、Na+质量浓度对磷的回收影响较小。

    图 3  金属阳离子及阴离子对磷剩余量的关系
    Figure 3.  Relationship between metal cations and anions on residual phosphorus

    磷初始质量浓度为172 mg·L−1,加入MgCl2反应20 min,反应后溶液中磷剩余量54.45 mg·L−1;而分别投加0.001 mol·L−1 SO24HCO3和Cl的实验组磷剩余量依次为63.96、60.60和58.34 mg·L−1(图3(b));当干扰离子浓度上升至0.01 mol·L−1时,SO24HCO3和Cl的实验组磷剩余量分别为64.50、64.93和55.11 mg·L−1。在投加0.001 mol·L−1和0.01 mol·L−1SO24HCO3实验组中,磷剩余量均高于对照组,投加Cl的实验组磷剩余量变化不大。以上结果表明,阴离子的存在对磷的回收产生了抑制作用。导致TP剩余量略高的主要原因如下:SO24带负电,易与金属离子或铵根结合,使溶液中Mg∶P和N∶P摩尔比降低,抑制反应进行[50]HCO3属于弱酸根离子,无法与大量OH共存,当溶解pH较高时,为了维持溶液中的离子平衡,反应向生成CO2和H2O方向进行,溶液中大量OH被消耗使得溶液pH降低,同样会抑制反应进行[51],而Cl影响甚微。因此,阴离子的存在对磷回收也存在一定干扰,这种干扰表现为抑制作用,并且这种抑制作用不会随离子浓度的升高对磷回收产生较大的影响。因此,按照磷剩余量由高到低将各离子对氮磷回收的影响大小排序如下:当离子强度较低时,SO24>HCO3>K+>Na+>Cl>Ca2+;离子强度较高时,HCO3>SO24>Na+>Cl>K+>Ca2+

    对三因素四水平正交实验的极差分析。由表3K1K2K3K4值可以看出,随着Mg∶P和N∶P摩尔比的增大,磷回收率有所提高,并在n(Mg)∶n(P)=2.5∶1、n(N)∶n(P)=4∶1时磷回收率达到最高。KiB由31.08增加至71.37,与Kic相比,KiBK值间增幅较大,这表明Mg∶P对磷回收影响要大于N∶P。当pH在8~10,磷回收率随pH升高而升高,当pH超过11时,K值由K3A的77.33骤降到K4A的19.04,表明磷回收率急剧降低。因此,pH为10是高盐排水回收磷的最适值,稍高于其他文献利用纯MgCl2回收氮磷获得的最适pH(9.5)[52]。当超过最适值时,pH会对高盐排水回收磷的效率产生较大影响,不利于磷的回收。R值的排序为RA>RB>RC,表明pH是决定高盐排水回收磷效率的首要因素,Mg∶P、N∶P摩尔比位居其次,这与前面对于K值的分析结果一致。由图4可见,3条数据线的峰值分别对应pH=10、n(Mg)∶n(P)=2.5∶1、n(N):n(P)=4∶1,该组合即为极差分析得出的最佳反应组合。

    表 3  高盐排水磷平均回收率主体间效应检验
    Table 3.  Inter subject effect test of average phosphorus recovery rate by high salt drainage
    实验号pHMg∶PN∶P磷回收率/%
    ABC
    181.001.0028.51
    281.501.5039.25
    382.002.0063.76
    482.504.0079.50
    591.001.5042.04
    691.501.0078.92
    792.004.0080.14
    892.502.0091.83
    9101.002.0049.33
    10101.504.0085.27
    11102.001.0088.88
    12102.501.5085.83
    13111.004.004.42
    14111.502.0020.44
    15112.001.5022.95
    16112.501.0028.33
    K152.7631.0856.16
    K273.2355.9747.52
    K377.3363.9356.34
    K419.0471.3762.33
    R58.2940.2914.81
    SS8 512.333 679.26446.06
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    图 4  Kij与总磷回收率的关系
    Figure 4.  Relationship between Kij and total phosphorus recovery

    采用SPSS软件对实验数据进行了进一步分析,处理因素pH、Mg∶P摩尔比、N∶P摩尔比分别用A、B、C表示,并按顺序输入数值,建立对应数据库[53]。分析结果如表4所示。

    表 4  高盐排水磷平均回收率主体间效应检验
    Table 4.  Inter subject effect test of average phosphorus recovery rate by high salt drainage
    来源平方和自由度均方F显著性
    修正模型12 637.6491 404.1833.680.000
    截距49 439.52149 439.521 185.650.000
    A8 512.3332 837.4468.050.000
    B3 679.2531 226.4229.410.001
    C446.063148.683.570.087
    误差250.19641.70
    总计62 327.3516
    修正后总计12 887.8315
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    表4中的方差分析结果可以看出,A和B 2个因素对实验结果有显著影响(P<0.001),即pH和Mg∶P摩尔比对磷回收的影响显著。N∶P(P>0.05)对磷回收无显著影响。处理因素影响顺序为A>B>C,这与前面极差分析得出的结论一致。SPSS单变量方差分析结果表明,当pH=10、n(Mg):n(P)=2.5∶1、n(N):n(P)=4∶1时,对应的磷回收率分别为77.33%、71.37%和62.33%,该组合即为最佳组合,该分析结果与极差分析结果一致。

    采用XRD和扫描电镜对反应产物进行了表征分析[54-55]图5(a)为pH=9、n(Mg)∶n(N)∶n(P)=1∶1∶1、转速100 r·min−1、反应时间20 min和温度25 ℃时,以MgCl2(图5(a))和高盐盐水(图5(b))分别作为镁源的沉淀产物扫描电镜图。由图5(a)可以发现,MgCl2作为镁源的沉淀产物晶体呈轴状,长度为100~200 μm,沉淀整体直观呈白色,有玻璃光泽,质地较脆,与卜凡等[56]和ZHANG等[57]对鸟粪石的表征结果相符。后续经XRD分析后,证明该沉淀物为鸟粪石[58-59]图5(b)为n(Mg)∶n(N)∶n(P)=1∶1∶1时高盐盐水的沉淀产物电镜图。由图5(b)中可以看到许多长条状结构,结构较紧密,与MgCl2镁源沉淀产物相比,该结构更为细长,放大观察发现表面附着许多细小的颗粒,具备鸟粪石基本结构。这些长条状结构周围有较多板快结构,初步断定为反应副产物[60]。除此之外,由图5(b)中还观测到“晶体粘连”现象,可推断是有机物的粘附作用所致[44]图5(c)为n(Mg)∶n(N)∶n(P)=1.9∶1∶1时高盐排水沉淀产物电镜图。由图5(c)中已经看不到“粘连”现象,生成的鸟粪石晶体形态优于镁磷摩尔比为1:1时的沉淀产物,更加与鸟粪石的形态吻合,印证了Mg2+含量对鸟粪石形态的影响。在图5(c)中还能观测到较多的不定形的磷酸钙晶体。其产生原因是,由于实验采用的高盐排水中Ca2+、Mg2+摩尔比为0.46,随反应进行会产生不定形的磷酸钙晶体,后续XRD衍射图谱中出现的宽峰同样证明了磷酸钙的存在。K+在高盐排水中占比较高,与Mg2+PO24PO42-结合生成MgKPO4·6H2O(MKP)[57]

    图 5  不同Mg∶P摩尔比条件下,不同镁源沉淀产物电镜图
    Figure 5.  SEM images of phosphorus precipitates from different magnesium sources under different Mg∶P molar ratios

    图6n(Mg)∶n(N)∶n(P)=1.9∶1∶1时的沉淀产物XRD图。在MgCl2作为镁源的沉淀产物XRD衍射图谱中,(016)、(021)、(027)、(032)和(033)几个尖峰位置与标准衍射图谱(图6(c))中尖峰位置基本一致(图6(b)),整体走势相似,可确定反应产物为鸟粪石。高盐排水镁源沉淀产物的XRD图谱整体走势与标准比对卡大致相似(图6(a)),但也存在着局部差异。尖峰出现的位置表明,沉淀产物中有鸟粪石的存在;但尖峰最高点比标准衍射图谱略高,一方面说明晶体状态较好,另一方面表明反应沉淀物中存在其他物质,尖峰(027)比标准衍射图谱中高许多,经分析为SiO2。其原因是,由于农田排水中粒径细小的粘土颗粒以硅酸盐矿物的形式附着在鸟粪石表面,致使其在沉淀物中被检测到。(021)~(033)处宽峰出现的位置也证明了该反应存在其他产物。通过Jade 6.5软件分析,20°~40°处出现的宽峰主要为钙的化合物,大量钙化合物的生成,致使20°~40°处宽峰的峰高急剧升高[54]。此现象产生的原因是:由于钙镁离子是同族元素,化学性质极其相似,与磷酸根结合生成磷酸钙、磷灰石等不溶于水的物质[47,59]。前述结果再一次验证了钙离子对磷的回收产生了较大的影响。从XRD和扫描电镜联合检测结果可推测,高盐盐水镁源沉淀产物主要为鸟粪石,并伴有磷酸钙、磷灰石和硅酸盐矿物等物质生成。

    图 6  MgCl2镁源和高盐排水镁源回收磷沉淀产物的XRD衍射图谱
    Figure 6.  XRD patterns of phosphorus precipitates recovered by magnesium sources of MgCl2 and high salt drainage

    以上研究结果表明,采用高盐排水为镁源可以实现与传统化学镁源相似的氮磷回收效率,磷回收率均在80%以上,所需高盐排水与模拟养殖废水体积之比约为1∶8,因此,不会产生严重的二次污染。目前,国内外对于MAP沉淀法相关研究多数集中在探究反应条件方面[8,13-15],对改善镁源方面的研究较少。本研究以寻求廉价镁源为出发点,与新疆高盐排水问题相结合,既充分利用了盐渍水中的镁源,又回收了养殖废水中的氮磷,所得鸟粪石可以制成肥料返入棉田,是一种可行的废物资源化利用模式。本研究得出的最佳组合为pH=10、n(Mg)∶n(P)=2.5、n(N):n(P)=4∶1。养殖废水中氨氮含量往往比磷含量高出2倍以上,可满足n(N)∶n(P)生成鸟粪石的基本要求,同时可以通过改变高盐排水投加量和投加浓度控制适宜的Mg与P的摩尔比。另外,根据中国化工网查询到工业级六水合氯化镁市价为300~900元·t−1不等。按照均价600元·t−1n(Mg)∶n(P)=1.9,处理1 m3磷含量为200 mg·L−1养殖废水,需投加2.46 kg MgCl2·6H2O,可生产1.59 kg鸟粪石,氯化镁成本为1 500元·t−1。相比之下,高盐排水成本低廉,回收鸟粪石价格在5 000~38 000元·t−1不等,TP回收率在85%以上时可产生较大的经济效益。综上所述,在新疆南疆地区以农田高盐排水为替代镁源回收养殖废水中氮磷具有广阔的应用前景。

    1) 当pH=9、温度25 ℃、n(N)∶n(P)=1∶1、转速100 r·min−1n(Mg)∶n(N)∶n(P)=1.9∶1∶1时,高盐排水对TP回收率可达83.85%;在相同质量浓度的Mg2+下,随pH升高,两者对TP回收率逐渐升高,并在pH为10时回收率均达到最大值,分别为86.42%和87.19%;高盐排水和MgCl2对TP的回收效果相似,但高盐排水回收磷所需的体系pH比MgCl2溶液略高。

    2) HCO3SO24对磷回收表现为抑制作用,Ca2+对磷回收表现为促进作用,K+、Na+、Cl对磷回收的影响较小。

    3) pH、Mg∶P摩尔比、N:P摩尔比是高盐排水回收磷的重要因素,影响的主次因素为RPH>RMg∶P>RN∶P。本研究中高盐排水回收磷的最佳组合条件为pH=10、n(Mg)∶n(P)=2.5、n(N)∶n(P)=4。

    4) 不同Mg2+含量的农田排水镁源对氮磷的回收产物中均观测到了鸟粪石晶体的存在。与MgCl2镁源的沉淀产物相比,含低浓度Mg2+的农田排水回收产物中晶体呈细长轴状,存在有机物的粘连现象;而含高浓度Mg2+的农田排水回收产物中鸟粪石晶体形态与MgCl2镁源相似。因此,采用农田高盐排水回收养殖废水中的氮磷,可为替代MAP沉淀法中大规模使用的商业镁源产品提供一种新思路,也可在一定程度上缓解水体盐渍化的环境问题。

  • 图 1  HYDRUS Package for MODFLOW单个步长内计算流程图

    图 2  新算法下的水头高度剖面示意图

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出版历程
  • 收稿日期:  2019-10-08
  • 刊出日期:  2020-06-01
殷乐宜, 魏亚强, 陈坚, 文一, 李璐, 牛浩博. 土壤和地下水耦合数值模拟研究进展[J]. 环境保护科学, 2020, 46(3): 127-131. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.03.022
引用本文: 殷乐宜, 魏亚强, 陈坚, 文一, 李璐, 牛浩博. 土壤和地下水耦合数值模拟研究进展[J]. 环境保护科学, 2020, 46(3): 127-131. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.03.022
YIN Leyi, WEI Yaqiang, CHEN Jian, WEN Yi, LI Lu, NIU Haobo. Research Progress of Coupled Numerical Simulation of Soil and Groundwater[J]. Environmental Protection Science, 2020, 46(3): 127-131. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.03.022
Citation: YIN Leyi, WEI Yaqiang, CHEN Jian, WEN Yi, LI Lu, NIU Haobo. Research Progress of Coupled Numerical Simulation of Soil and Groundwater[J]. Environmental Protection Science, 2020, 46(3): 127-131. doi: 10.16803/j.cnki.issn.1004-6216.2020.03.022

土壤和地下水耦合数值模拟研究进展

    通讯作者: 魏亚强(1990 − ),男,博士、助理研究员。研究方向:地下水模拟预测与地下水修复。E-mail:weiyaqiang0000@126.com
    作者简介: 殷乐宜(1994 − ),女,硕士。研究方向:地下水污染防治政策与地下水修复。E-mail:yinly@caep.org.cn
  • 生态环境部环境规划院,北京 100012
基金项目:
国家重点研发计划资助;场地土壤与地下水污染评估与风险预测方法研究(2018YFC1800204)

摘要: 土壤和地下水在水分运移、污染物迁移转化等方面高度相关,基于数值模拟预测土壤和地下水耦合污染趋势可以为土壤与地下水污染协同防治工作提供定量化技术支撑。文章综述了土壤和地下水数值模拟方法,总结了土壤和地下水中水流和溶质运移的耦合数值模拟研究进展,并对耦合数值模拟研究的未来发展趋势进行了展望。

English Abstract

  • 近年来,土壤及地下水污染事件频发,其污染问题逐渐受到重视。土壤和地下水污染具有隐蔽性和滞后性,除了传统土壤和地下水采样分析,数值模拟方法是定量刻画土壤和地下水中污染物的运移的主要手段。通过数值模拟方法可以科学、可靠地预测土壤和地下水污染趋势,为污染防治工作提供技术支撑。

    目前,土壤和地下水数值模拟研究分别形成成熟的研究方法和配套软件,取得了大量研究成果,在工程实践中广为运用。但已有研究大多数仅考虑单独介质开展数值模拟研究,少有研究将土壤和地下水作为一个整体看待。大量研究表明,土壤和地下水两者联系紧密,地表污染源通常在淋滤作用下通过土壤进而污染地下水含水层,土壤污染极易导致地下水污染,但土壤和地下水耦合数值模拟研究进展缓慢,对土壤和地下水交界面的污染物运移情况尚未摸清。本文对现有土壤和地下水水流及污染物运移的耦合模拟进展进行总结,旨在为进一步开展相关研究提供科学依据,为我国早日实现土壤与地下水污染协同防治奠定理论科学基础。

  • 开展土壤和地下水数值模拟目的在于预测水流及污染物运移趋势,为提出相应的防控治理措施提供定量依据。数值模拟的基本步骤是构建水文地质概念模型、建立数学模型,通过解析解或数值方法求解描述水流及污染物状态的偏微分方程,常用的数值求解方法为限差分法、有限单元法、边界元法等,计算机模拟软件的发展也使大规模数值处理成为可能[1]。目前,土壤和地下水中水流与污染物迁移预测模拟方法不同,大部分研究是分别基于两套模拟预测系统开展的。而我国土壤和地下水模拟预测研究基础薄弱,受整体技术水平发展滞后和基础资料不完善的影响,针对土壤与地下水污染评估与风险预测相关研究,主要集中在基于采样结果的土壤或地下水现状评估,尚未建立基于模拟预测结果的动态风险预测系统。

  • 非饱和水流和溶质运移研究是土壤水分和污染物运移的基础研究内容。在达西定律的基础上,1907年Buckingham考虑土壤基质势、含水量等因素,修正达西定律得到白金汉-达西定律;通过将白金汉-达西定律带入连续方程可以得到Richards方程[2]。目前,土壤非饱和带模拟预测主要是基于Richards方程构建水流模型和对流-弥散方程构建的溶质运移模型开展研究[2-3],而Hydrus系列软件是非饱和带水流和溶质运移的主要模拟工具,方程求解采用伽辽金线性有限元法,综合考虑了非饱和带中植物根茎吸收、溶质在液态下的对流-弥散现象和气态下的扩散现象、固液态和气液态转化、合成和降解等情况[4]。徐丽萍等[5]对室内有机玻璃箱滴灌条件下土壤水分运动进行了模拟,证明Hydrus能够以较高的精度模拟土壤水分运移。杨洋等[6]利用HYDRUS-1D模拟垃圾填埋场渗滤液中的氨氮在不同包气带结构和不同污染源特征下的迁移转化规律,预测场地污染物污染程度。

    大量研究证明土壤固体颗粒的吸附解析作用对溶质运移产生影响。彭盼盼等[7]在对天津市某区域未来30年污染物六价铬在浅层土壤中运移规律进行数值模拟和分析预测,发现在降雨入渗淋洗和土壤颗粒吸附作用下,土壤中六价铬含量将处于较低状态,不造成污染。尹芝华等[8]则利用HYDRUS-2D软件构建土壤水分运动和溶质运移模型,模拟三氮在该场地非饱和带垂向以及向下游地表水体的迁移转化过程,发现非饱和带介质是氮污染负荷的有效缓冲区,但对硝态氮的吸附能力相对较弱,因此硝态氮为主要污染物。

    除HYDRUS外,还有SWAP、COMSOL等成熟商业软件可用于模拟非饱和带水流和溶质运移。总体来看,单独针对土壤介质的水流和溶质运移研究已较为成熟,商用软件可以涵盖运移过程中可能发生的各种反应,取得了大量研究结果。

  • 在现阶段地下水污染模拟预测模型的研究中,利用达西定律、质量守恒方程和水流连续性方程建立地下水水流模型、利用溶质运移理论构建地下水污染预测模型,是地下水模拟研究人员使用的主要方式。

    美国材料与试验协会(ASTM)在地下水模拟预测的不同阶段制定了行业系列标准[9-11],如《场地问题地下水水流模拟应用标准指南》(ASTM D5447 - 04(2010))《地下水水流与溶质运移建模标准指南》(ASTM D5880 - 95(2006))《污染场地概念模型创建标准指南》(ASTM E1689 - 95(2008))等。英国环保署对地下水模拟预测工作制定了不同尺度的规范,分别颁布了针对大尺度地下水模拟的《地下水资源模拟导则》(2002)[12]、针对污染场地和污染物迁移模拟制定的《概念模型创建及数学模型选择与应用实用指南》(2001)[13]等。中国也于2014年发布《地下水污染模拟预测评估工作指南》,奠定了我国地下水污染模拟预测评估工作的基础。地下水模拟预测行业制度要求严,标准高,未来该学科的研究将逐渐细分,并呈现多学科融合的趋势。

    目前最广为运用的三维地下水水流模拟软件是MODFLOW,采用网格中心点有限差分法求解,可以模拟各种条件下水流在地下含水层中的运动,同时允许用户开发外部程序强化主程序功能[14-15]。在MODFLOW模型基础上,综合三维地下水溶质运移数值模拟软件MT3DMS等开发的Visual MODFLOW可模拟地下水中水流和污染物的物理迁移和化学反应过程,展现三维可视化地下水水流模型[1,10]。魏亚强等[16]采用MODFLOW中的SEAWAT模块,对压裂液突破页岩储层以多点状同时进入地层的情形进行了变密度流的模拟,并分析了不同渗漏点与断层底部距离、不同断层倾角对压裂液运移的影响。陈喜等[17]用MODFLOW和水平衡模型对美国某地区地下水位进行了模拟,并分析了含水层补排水量,河流与地下水补排关系以及区域水平衡过程,揭示了独特沙丘地形和土壤特性对地下水补排量的影响。克热木·阿布都米吉提等[18]模拟某垃圾填埋场在无控制措施、防渗墙和抽水井单独及同时运用时的地下水渗滤液运移过程,给出抽水井和防渗墙最佳布设方位建议。饶磊等[19]利用Visual MODFLOW建立地下水流概念模型,以化学需氧量(COD)和氨氮质量浓度做为污染物运移模拟研究的主要指标,对污水处理站发生泄漏后进入地下水中的主要污染物进行溶质运移模拟,发现7 300 d后污染物将进入长江。但MODFLOW不考虑非饱和带模拟预测,无法准确表现饱和带与非饱和带的水流运动关系[20]

    除MODFLOW之外,常用的软件平台还有Feflow、GMS、Visual Groundwater等[1]。GMS综合Modflow、MT3DMS、Modpath等软件主要计算模块和PEST、UCODE、MAP等辅助模块,功能齐全,可以概念化建立水文地质概念模型,前、后处理功能更强大,能用来模拟绝大部分地下水水流和溶质运移[21]

  • 随着将土壤和地下水作为一个整体看待的意识增强,关于土壤和地下水耦合模拟的研究成为近年来的热门话题,截止目前,针对土壤和地下水中水流运动耦合方法研究较多,而污染物运移研究还处于初步阶段。

  • 针对土壤和地下水中水流运动的耦合方法研究大多关注地下水埋深和入渗补给关系。孟宪萌[22]分别对河流和地下水建模,通过动态水量交换机制实现耦合,对地块进行水均衡分析。韩双平等[23]通过人为控制潜水埋深开展农作物实验,发现包气带-潜水系统水分转化率均衡临界深度对土壤水-潜水转化系统起主导作用,进而决定了土壤水和潜水对农作物需水的调节作用。牛赟等[24]分析降水-土壤水和地下水相关性,构建回归模型,表明5 cm土壤体积含水量和地下水埋深高度相关。邓洁等[25]则总结了河渠与地下水相互转化耦合模型研究进展,分析了国外典型数值模拟软件在模拟河渠与地下水相互转化的特点。

    综上,已有水流模拟数值耦合方法研究主要关注水分在包气带和潜水带中的水分运移转化关系以及地下水埋深在两个系统中的同步性,模拟耦合过程中需要考虑的参数包括土壤含水量、渗透系数、潜水埋深、水流通量等。

  • 虽然关于水流在包气带和潜水带之间运动的模拟研究已较为成熟,但对于其中的污染物运移研究还处于初步阶段,相关研究主要集中于表明土壤和地下水对污染物的运移存在耦合作用,目前常见于国外文献,国内较少见。KEESSTRA et al[26]通过大量案例表明土壤优先流(指土壤在整个入流边界上接受补给,但水分和溶质绕过土壤基质,只通过少部分土壤体的快速运移)中溶解的污染物对地下水有显著影响,同时土壤也对可能迁移至地下水的污染物起到过滤和缓冲作用,但土壤污染物迁移模型有待进一步研究。曾献奎[27]构建凌海市地下水-地表水耦合数值模拟,基于HydroGeoSphere进行求解,分析总氮迁移规律。ARIAS-ESTEVEZ et al[28]指出污染物从土壤迁移至地下水主要是由于土壤优先流和胶态共输的作用,土壤和污染物的理化性质均对迁移速率起到重要作用,但目前地下水脆弱性仅考虑了土壤而未考虑污染物类型,对土壤和地下水的关联关系考虑不充分。WANG et al[29]发现天然有机物(NOM)对土壤中砷元素的移动性有重要影响,进而影响地下水砷污染的可能性。HOSSAIN et al[30] 通过大数据挖掘,运用二分树法构建土壤理化性质与地下水砷污染浓度关系模型,较准确的预测了孟加拉国地下水砷浓度分布。

    土壤和地下水中污染物运移模拟大多数还停留在定性研究上,有待进一步开展针对包气带和潜水带渗透系数、理化性质等差异及其对土壤水中污染物在迁移进入地下水过程中的过滤、缓冲、稀释和转化作用的影响的定量研究。模拟耦合过程中需要考虑的参数包括土壤和污染物理化性质、污染物浓度等,特别应注意在介质交界面上参数的瞬时变化对污染物迁移路径和性质的影响。

  • 目前已有部分软件可以针对土壤和地下水开展水流和溶质运移耦合数值模拟。Feflow采用有限元法进行非稳定水流和污染物运移三维模拟,对非承压含水层采用变动上边界的办法,根据水文地质条件生成有限单元网格,视具体情况定义所有边界条件及其限制条件、渗透系数、补排量等为常数或者变量,可用于模拟饱和带和非饱和带地下水流场变化和污染物在地下水中的迁移过程及其时间空间分布模式[31]。SUTRA是用于饱和带或非饱和带水流、溶质和能量运移的三维专业模型,广泛应用于模拟海水入侵过程[1]。下面主要以HYDRUS Package for MODFLOW(以下称HPM)为例介绍土壤和地下水耦合模拟过程。

    HPM是较成熟的土壤和地下水中水流和溶质运移模拟耦合模块,由BEEGUM et al[32]自2007年起研发,于2008年正式向大众开放下载应用,并于2018年更新。张旭洋等[33]结合HPM软件和GIS技术,构建大沽河流域土壤水和地下水耦合模型,较好地预测了土壤水和地下水的时空变化状况和地下水补给量。

    HPM将非饱和带Hydrus模块与饱和带MODFLOW模型关联,在MODFLOW中,整个区域被分为若干个单元格,整个模拟周期被分为若干个时段,在每个时段内,单元格遭受的外界影响被假设是恒定的[34]。HYDRUS则采用不同的分段方法,通常分段时长小于MODFLOW[32]。考虑耦合过程,HYDRUS将MODFLOW上一个时段计算得到的地下水埋深值H作为下个时段的底部边界条件,而Modflow则将Hydrus该时段计算得到的底部渗流量作为下个时段的补给量。模型流程见图1[33]

    该耦合方法的缺陷在于它假设每个MODFLOW时段土壤剖面底部水头压力是恒定的,忽略了时段中水流通过包气带到达饱和带带来的水头变化,可能导致土壤剖面底部产生突然的水流通量,使总通量计算结果不准确[32]。这个缺陷可以通过调整水头高度算法改善,新算法下的水头高度剖面示意图见图2

    2018年,HPM升级到可模拟包气带和潜水带中污染物溶质运移。耦合过程中,HYDRUS模拟包气带中的水流和溶质运移情况,计算得到的土壤底部水流和溶质浓度通量被分别作为Modflow的地下水补给量和MT3DMS的入渗浓度[34]。但该模型对污染物在土壤和地下水界面的转换、过滤、稀释和缓冲关系未予考虑,有待进一步研究。

  • 除了对水流和污染物溶质运移进行耦合模拟,已有研究和软件关注土壤和地下水耦合过程中热、压力等其他性质的变化和对水循环系统的影响以提高系统模拟精度。GSFLOW在MODFLOW的基础上,考虑天气、用地、补给等因素,可以综合模拟地下水和地表水径流。Parflow是伯克利劳伦斯实验室开发的地球水循环系统模拟预测软件,集成地下水和地表水、生态水,考虑水流与土壤、大气之间的联系,通过将陆面-底层包气带模型替换为地下水-顶层包气带模型耦合通用陆面模型(Common Land Model,土壤含水量单位时间变化率考虑光照、温度、水在液态和固态间的转化率、水的密度、蒸发量等)和地下水径流模型,更加真实地模拟了地球水活动[35]。MAXWELL et al [35]运用Parflow对比了耦合条件和非耦合条件下对某场地降雨量、径流量、热通量和蒸发量的模拟结果,发现耦合模型预测结果更加准确。这些拓展性质及参数对土壤和地下水系统的影响应在耦合过程给予适当的考虑,同时在数值模拟的过程当中应考虑流场、浓度场、温度场、应力场等多场耦合的复杂交互作用。

  • 目前对于土壤和地下水的数值预测模拟研究均过于独立,耦合系统研究大多关注水分运移,也考虑了土壤和地下水污染的同步性,关于污染物在土壤和地下水交界面的迁移转化研究较少,未建立成熟的土壤和地下水耦合数值模拟方法。当下我国土壤和地下水存在大量同步污染的情景,在土壤和地下水污染协同防治的新时代管理模式的背景下,对二者的耦合研究显得尤为重要,本文对土壤和地下水耦合数值模拟研究的发展方向进行了展望。

    1)将数值模拟与大数据结合,利用统计学方法和人工智能技术确定不同类型场地土壤和地下水污染的关键参数,并分析关键参数对污染物空间分布规律的影响,剖析不同类型土壤和地下水污染中污染物的分布情况,探索污染物在土壤和地下水中分布的一致性和差异性,有助于进一步明确耦合作用关系。

    2)在现有耦合方法的基础上,进一步分析土壤和地下水渗透系数、理化性质等差异对水流和溶质运移的影响,考虑耦合过程中污染物在包气带和潜水带交界面上复杂的输移转化关系,更精细地描绘污染物在运移过程中的浓度和路径变化,提高土壤和地下水耦合水流和溶质运移方法的准确性。

    3)完善土壤和地下水耦合数值模拟系统。随着土壤和地下水耦合方法研究的进展,完善污染物在土壤和地下水耦合系统中的迁移模型,考虑整个土壤-地下水系统的输入-响应关系,整合现有模拟软件的部分功能,开发土壤-地下水耦合数值预测模拟系统,实现水流和溶质在土壤-地下水系统中的全路径动态模拟,同时配合污染评估和风险预测模块,形成基于模拟预测结果的动态污染评估和风险预测系统。

参考文献 (35)

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