1.本发明涉及一种模拟方法及系统，尤其涉及一种干湿交替带氮迁移转化耦合模拟方法及系统。
背景技术：2.数值模拟作为溶质运移和污染物扩散研究的重要手段，弥补了物理实验无法全局监测的缺陷。河湖库干湿交替区域，包括滨岸带、潜流带、库区消落带等，是水生态系统水文生物地球化学循环的关键区域，对整个水生态系统的健康有重要作用。干湿交替区域的地表水和地下水的水动力及氮循环过程相互影响，并形成水土界面氮迁移转化混合区。
3.目前有关地表水-地下水关键带氮迁移转化模型，没有考虑地表水氮转化过程及其对地下水的影响，而是将地表水氮浓度作为恒定边界赋给地下水模型，这对干湿交替带氮迁移转化过程的模拟精度产生很大影响。
技术实现要素：4.发明目的：本发明旨在提供一种干湿交替带氮迁移转化耦合模拟方法及系统，解决干湿交替带氮迁移转化过程的模拟失真和精度低的问题。
5.技术方案：本发明所述的干湿交替带氮迁移转化耦合模拟方法，包括以下步骤：
6.(1)建立地表水氮迁移转化模拟模型；
7.(2)建立地下水氮迁移转化模拟模型；
8.(3)由地表水氮迁移转化模拟模型获得的水土交界处水压和浓度计算值作为边界条件驱动地下水氮迁移转化模拟模型；
9.(4)通过地表水氮迁移转化和地下水氮迁移转化耦合模型量化干湿交替带氮的生消过程及氮的生消过程对上覆水水环境质量的影响。
10.地表水氮迁移转化模拟模型包括n-s方程、对流-弥散方程和氮反应扩散模型。
11.地表水氮迁移转化模拟模型在横向距离设置与水位呈函数关系的入口流速
[0012][0013]
其中，l为入口至坡面的直线距离，即地表水的初始宽度，l
‘
地表水的实时宽度，h为所需模拟的水位变化，v入口流速、d入口高度、θ水土界面坡度，t为时间。
[0014]
地表水氮迁移转化模拟模型在水土界面设置一层均匀浓度的有机氮。
[0015]
氮反应扩散模型
[0016][0017]
[0018][0019][0020][0021]
其中，ci和c
iw
分别是水土界面和上覆水的的各溶质浓度，单位mg l-1
；r
11
是o2对don的消耗系数；r
12
是o2对nh
4+
的消耗系数，r2是don的转化系数，r3是nh
4+
的转化系数，r4是no3的转化系数，r5是doc的转化系数，单位m-1
；d1是o2的扩散系数，d2是don的扩散系数，d3是nh4的扩散系数，d4是no3扩散系数，单位m-1
。
[0022]
地下水氮迁移转化模拟模型包括耦合richards方程、对流-弥散方程及monod动力学模型；所述耦合richards方程和对流-弥散方程分别为：
[0023][0024][0025]
式中，so为单位储水量；s为饱和度；ε为孔隙率；ψ为压力水头；t为时间；k为饱和介质渗透系数张量；kr为相对渗透系数；z为位置水头；α为多孔介质骨架压缩系数；σ
t
为总应力；θ为含水量；ci为溶质i的浓度；d为水动力弥散系数张量；q为达西速度矢量；ri为溶质i的反应速率。
[0026]
monod动力学模型，即式(2)中的
[0027][0028]
其中，v
maxi
为各过程的最大底物吸收速率；xi为促进各过程的功能微生物的介导系数；ai、a0、di分别对应电子受体溶质、氧气抑制剂、电子供体溶质浓度；k
ai
、k
di
、k
ii
分别为电子受体溶质和电子供体溶质半饱和常数、氧抑制常数。
[0029]
地表水氮迁移转化模拟模型和地下水氮迁移转化模拟模型设置一致的时间步长。
[0030]
本发明所述的干湿交替带氮迁移转化耦合模拟系统，包括地表水氮迁移转化模拟模型、地下水氮迁移转化模拟模型；所述地表水氮迁移转化模拟模型获得的水土交界处水压和浓度计算值作为边界条件驱动地下水氮迁移转化模拟模型。
[0031]
地表水氮迁移转化模拟模型在横向远距离设置与水位呈函数关系的入口流速
[0032][0033]
其中，l为入口至坡面的直线距离，即地表水的初始宽度，l
‘
地表水的实时宽度，h为所需模拟的水位变化，v入口流速、d入口高度、θ水土界面坡度，t为时间。
[0034]
地表水氮迁移转化模拟模型中的氮反应扩散模型
[0035][0036][0037][0038][0039][0040]
其中，ci和c
iw
分别是水土界面和上覆水的的各溶质浓度，单位mg l-1
；r
11
是o2对don的消耗系数；r
12
是o2对nh
4+
的消耗系数，r2是don的转化系数，r3是nh
4+
的转化系数，r4是no3的转化系数，r5是doc的转化系数，单位m-1
；d1是o2的扩散系数，d2是don的扩散系数，d3是nh4的扩散系数，d4是no3扩散系数，单位m-1
。
[0041]
有益效果：与现有技术相比，本发明具有如下显著优点：建立干湿交替带地下水和地表水氮迁移转化模型，并将地表水模型获得的水土交界处的水压、浓度计算值作为边界条件驱动地下水模型，实现对干湿交替带土层及上覆水氮迁移转化的耦合模拟；考虑了干湿交替带地表水各氮指标浓度的动态变化及其对地下水的影响，提高了对干湿交替带氮迁移转化过程模拟的准确性。
附图说明
[0042]
图1为本发明的示意图；
[0043]
图2为本发明实施例消落带氮迁移转化二维概念模型；
[0044]
图3为本发明时间段1消落带土层温度实测值与模型率定值的对比图；
[0045]
图4为本发明时间段2消落带土层温度实测值与模型预测值的对比图；
[0046]
图5为本发明消落带土层实测值与模型预测值的比较图；
[0047]
图6为本发明消落带土层实测值与模型预测值的比较图；
[0048]
图7为本发明干湿交替带土层动态消耗过程；
[0049]
图8为本发明干湿交替带土层动态消耗过程；
[0050]
图9为本发明干湿交替带土层脱氮量动态变化；
[0051]
图10为本发明干湿交替带土层氮生消过程及其与主要因子的响应关系；
[0052]
图11为本发明消落带水体氮负荷净生成速率；
[0053]
图12为本发明消落带土层氮负荷净消耗速率；
[0054]
图13为本发明消落带氮平衡分析。
具体实施方式
[0055]
下面结合附图对本发明的技术方案作进一步说明。
[0056]
本发明所述的干湿交替带氮迁移转化耦合模拟系统，包括地表水氮迁移转化模拟模型、地下水氮迁移转化模拟模型；所述地表水氮迁移转化模拟模型获得的水土交界处水压和浓度计算值作为边界条件驱动地下水氮迁移转化模拟模型。
[0057]
本发明所述的干湿交替带氮迁移转化耦合模拟系统包括以下步骤：
[0058]
一、干湿交替带地表水氮迁移转化模拟
[0059]
由图1可知，干湿交替带地表水氮迁移转化模拟中为了模拟水位涨落，模型在横向远距离增设了与水位呈函数关系的入口流速。为了模拟干湿交替带植被矿化过程，模型在水土界面设置了一层均匀浓度的有机氮。地表水模型包括耦合n-s方程、对流-弥散方程和氮反应扩散模型。图1中，
①
氨化作用；
②
硝化作用；
③
有氧呼吸；
④
反硝化作用。
[0060]
水流运动n-s方程：
[0061][0062][0063][0064]
其中，δ是拉普拉斯算子，ρ是流体密度，p是压力，u，v,w是流体在时刻，在点(x,y,z)处的速度分量，x，y,z是外力分量，常数μ是动力粘性系统。
[0065]
地表水溶质迁移的对流-弥散方程：
[0066][0067]
其中，c为溶质浓度；kx、ky和kz分别为x、y、z方向的扩散系数；sc为单位体积源汇项。
[0068]
氮反应扩散模型：
[0069][0070][0071][0072][0073][0074]
其中，ci和c
iw
分别是水土界面和上覆水的的各溶质浓度，单位mg l-1
；r
11
是o2对don的消耗系数；r
12
是o2对nh
4+
的消耗系数，r2是don的转化系数，r3是nh
4+
的转化系数，r4是no3的转化系数，r5是doc的转化系数，单位m-1
；d1是o2的扩散系数，d2是don的扩散系数，d3是nh4的扩散系数，d4是no3扩散系数，单位m-1
。
[0075]
流速与水位关系式：
[0076]
为了避免左侧入口流速对干湿交替区域的干扰，水体剖面长高比一般设为5:1。假设h为所需模拟的水位变化，则其和入口流速v、入口宽度d、入口至坡面的直线距离l、水土界面坡度θ及时间t呈一个数学关系。
[0077][0078]
其中，l为入口至坡面的直线距离，即地表水的初始宽度，l
‘
地表水的实时宽度。
[0079]
本实施例中，选择在入口施加特定设计的流速为了消除入口流速带来的水体扰动性，将入口与水土界面的直线距离设置为最大水深的5倍，根据实验获得。通过n-s方程求解地表水波动驱动下的干湿交替带水动力过程，结合对流-弥散方程和氮反应扩散模型，进一步计算干湿交替带氮的迁移转化过程，获得水土界面水压和各形态氮浓度的变化，以此作为边界条件驱动地下水模型。
[0080]
二、干湿交替带地下水氮迁移转化模拟
[0081]
土层模型即地下水模型包括richards方程、对流-弥散方程及monod动力学模型，基本原理是用richards方程描述淹水落干下消落带土层变饱和水流运动，以水流为载体通过对流-弥散方程来刻画土层氮迁移过程，而氮转化过程(硝化、反硝化、有氧呼吸)是通过monod动力学模型以源汇项的形式耦合进对流-弥散方程中。
[0082]
richards方程和对流-弥散方程
[0083][0084][0085]
式中，so为单位储水量；s为饱和度；ε为孔隙率；ψ为压力水头；t为时间；k为饱和介质渗透系数张量；kr为相对渗透系数；z为位置水头；α为多孔介质骨架压缩系数；σ
t
为总应力；θ为含水量；ci为溶质i的浓度；d为水动力弥散系数张量；q为达西速度矢量；ri为溶质i的反应速率。
[0086]
考虑的氮循环过程，包括硝化、反硝化及有氧呼吸过程，采用monod动力学模型对主要氮循环过程描述，即公式(2)中的ri用式(3)表示：
[0087][0088]
式中，v
maxi
为各过程的最大底物吸收速率；xi为促进各过程的功能微生物的介导系数；ai、a0、di分别对应电子受体溶质、氧气抑制剂、电子供体溶质浓度；k
ai
、k
di
、k
ii
分别对应电子受体溶质和电子供体溶质半饱和常数、氧抑制常数。
[0089]
三、干湿交替带氮迁移转化耦合模拟方法
[0090]
本实施例中，地表水水模型采用开源openfoam求解，通过各高程不同时期上覆水氮指标数据对其率定及验证，并将水土交界处水压和浓度计算值作为边界条件驱动土层模
型。地下水模型采用德国亥姆霍兹自主研发的opengeosys求解，并通过各高程不同时期土层孔隙水水压及氮指标数据对其进行率定及验证。为了实现水土界面氮迁移转化的有效耦合，对地表水模型和地下水模型设置一致的时间步长。
[0091]
本发明通过干湿交替带氮迁移转化耦合模型可以相对精确地量化干湿交替带氮的生消过程及其对上覆水水环境质量的影响，对河湖库水环境水生态健康评价与修复具有重要意义。
[0092]
本实施例中以三峡水库为研究区建立了干湿交替带氮迁移转化耦合模型并进行分析。
[0093]
1地下水模型
[0094]
(1)模型构建
[0095]
如图2所示，基于研究区消落带实测地形，构建了消落带横剖面二维概念模型，包含消落带土层和下部岩石层。模型高30m、宽90m，经实地测量土层厚度取研究区平均土壤厚度：0.6m，实际地层在垂向上未分层。研究区水体最大温差为13℃左右，因此未考虑温度改变引起的水体密度和粘滞性的变化。
[0096]
模型还作了下述简化和假设：
[0097]
1)消落带土层渗透系数等水动力模型参数分布均匀且各向同性；
[0098]
2)库区水位变动或暴雨冲刷引起的地形变化或渗透系数等参数变化不予考虑；
[0099]
3)模型水土交界设为变水头边界和变浓度边界，来自地表水模型的计算值；
[0100]
4)模型左边界和下边界设为隔水边界。
[0101]
基于对消落带氮转化过程的理解和研究域断面实测地形及含水层特征参数等基础资料，构建消落带水动力-水质概念模型和数学模型。该模型耦合基于公式(1)richards方程的变饱和介质流和公式(2)基于对流-弥散-反应方程的溶质迁移反应过程，其中richards方程考虑静水荷载变化引起的含水层介质孔隙弹性响应的影响。
[0102]
研究主要考虑的氮循环过程，包括硝化、反硝化及有氧呼吸过程，采用multiple-monod kinetics模型对主要氮循环过程进行刻画，即公式(2)中的ri用公式(3)表示。
[0103]
实际上，氮循环还涉及表层矿化、厌氧氨氧化过程，由于厌氧氨氧化速率的实验结果在消落带各时期占比均小于脱氮速率的5％，因此均未考虑；而表层矿化通过地表水模型来模拟。承载doc的有机质用“ch2o”表示。则模型涉及所有反应方程式如下：
[0104]
ch2o+o2→
h2o+co2[0105][0106][0107]
采用multiple-monod kinetics方程刻画消落带硝化、反硝化及有氧呼吸过程，则式(3)中的ri可表示为：
[0108]
[0109][0110][0111][0112]
式中，r
o2
、r
nh4
、r
no3
、r
doc
分别为o2、nh
4+
、no
3-、doc的反应速率；c
doc
、c
o2
、c
nh4
、c
no3
分别为doc、o2、nh
4+
、no
3-的浓度；va、vn、vd分别为有氧呼吸、硝化和反硝化作用的最大底物吸收速率；x
ar
、x
nt
、x
dn
分别为促进有氧呼吸、硝化和反硝化作用的功能微生物介导系数；y
o2
为o2分配系数；k
doc
、k
o2
、k
nh4
、k
no3
分别为doc、co2、nh
4+
、no
3-的半饱和常数；ki为抑制常数。
[0113]
采用德国亥姆霍兹环境研究中心(ufz)开发的opengeosystem有限元地下水流系统，对反季节调节下消落带土层的水动力和氮迁移转化过程进行数值模拟研究。模型采用三角形网格剖分，由于氮转化过程为偏界面的生物地球化学反应，反应深度通常在表层，因此对模拟区域表层(20cm)进行了较细的网格划分，下层区域相对较粗。模拟区域为0＜x＜90m，145＜y＜175m，模型上层消落带土层网格数为2000，模型下层岩石层基本不透水，网格数为100。为了高效地获取最佳模拟效果，根据feflow软件自带算法控制时间步长，起始时间步长和最大时间步长分别设置为0.001d和1d。模型水头值误差容限为0.01m。
[0114]
(2)模型率定
[0115]
通过对比2018年6月1日至2019年5月31日间的土层温度观测值，对土层参数进行率定，校准地下水模型。模型边界条件根据实测值设置，见表1。首先，保持其它参数不变对土层渗透系数在可能范围内进行粗调，缩小原始参数范围；基于相同方法和原理对vg模型参数进行调整；最后，重复对各参数微调，直至野外观测值与模型模拟值达到较高匹配度，取最优参数。图3所示为最优参数组对应的模型计算结果，模拟结果与实际观测结果较为吻合。在率定时段内，146.5m高程探头的温度模拟值和观测值的r2、纳什系数(nse)和均方根误差(rmse)分别为0.99、0.96和1.15℃，155m高程相应的r2、nse和rmse为0.99、0.94和1.33℃。因此，可认定模型总体上率定效果较好。
[0116]
表1水动力-水质耦合模型参数率定结果
[0117][0118][0119]
上覆水o2浓度为146.5m自动监测探头连续监测数据；上覆水doc浓度
为每次采样分析数据；地下水o2、nh
4+
、no
3-、doc浓度均为对应水体的初始浓度。m、n分别是硝化、反硝化功能微生物介导系数的修正系数，与水土界面do浓度(c
do
)、温度(t)存在无量纲定量关系：m＝[c
do
]
·
t/180，n＝9[t]/20[c
do
]。
[0120]
(3)模型验证
[0121]
以2019年6月1日至2020年5月31日间的土层温度观测值对模型的水动力结果进行验证。图4为土层温度实测值与模型预测值的对比，146.5m高程探头的温度预测值和观测值的r2、nse和rmse分别为0.95、0.94和1.22℃，155m高程探头的温度预测值和观测值的r2、nse和rmse分别为0.94、0.93和1.25℃。从对比图和统计参数可以看出，模型可以相对真实地反应监测点实际温度变化情况。
[0122]
通过2020年土层和含量实测值对水质模型进行验证，图5和图6分别为土层和浓度与模型预测的消落带孔隙水和浓度的对比情况。本研究缺乏孔隙水氮指标数据，但土壤氮指标与孔隙水氮指标具有显著相关性，这里用土层实测值与孔隙水预测值做趋势对比。对于在7、8、9和5月的实测值升高和降低，预测值均表现出同步的波峰和波谷，在11月后的实测值降低，预测值表现出相同下降趋势。对于预测值对于实测值的波动和变化趋势，也表现了很高同步性。因此，认为模型可以相对真实地反应监测点氮指标变化。
[0123]
总体上，所建立的数值模型和模型参数基本符合实际，能反应消落带地下水-地表水系统特征。虽然模型被认为有效并可用于模拟计算，但仍存在一定误差，误差来源可能来自两方面：一、实验存在的系统误差，如野外监测探头存在的误差和现场因素等；二、数值模型中相关假设和简化与客观实际之间的偏差，如土层被认为空间均质、模型边界简化等。
[0124]
2地表水模型
[0125]
(1)模型构建
[0126]
地表水的氮反应和扩散模型包括富含有机物的土表层和覆盖其上面的原位水层。本实施例中基于试验得出的水体氮循环机制，并建立了氮反应扩散模型，能够一定程度上再现干湿交替带的氮循环和扩散过程。
[0127]
(2)模型率定及验证
[0128]
模型没有考虑区域降雨输入的影响，因此无法采用实际监测的氮浓度直接验证模型，而是通过比较测量浓度与计算浓度量级的大小，粗略校准模型的输入参数如表2。
[0129]
表2地表水模型输入参数
[0130][0131][0132]
3地表水-地下水模型耦合及计算
[0133]
将地表水模型在干湿交替处的溶质浓度计算值，作为边界条件驱动地下水模型。对于地下水模型中反应性溶质(o2、doc)，在库区原位水位涨落过程中的任一时刻，溶质j在沿河方向的单库消耗量为：
[0134][0135]
其中，m
rem-j
为溶质j的沿河方向单库消耗量，单位为g
·
m-1
；t为总模拟时长；ω为模拟区域面积，即土层面积；θw为单元含水量。
[0136]
将m
rem-j
对t求导，可求得溶质j相应的消耗速率(r
rem-j
)：
[0137][0138]
4结果与分析
[0139]
(1)地表水模型结果
[0140]
水体no
3-‑
n浓度的变化如图11所示。在低水位期间，由于间歇性淹没，no
3-‑
n浓度首先增加，随后保持相对稳定。淹水期间，no
3-‑
n浓度急剧增加，之后缓慢上升。总体上，水库no
3-‑
n浓度的变化符合实际情况。水库水量是影响no
3-‑
n负荷净生成率的关键因素。
[0141]
(2)地下水模型结果
[0142]
本研究模拟了一个完整水文年(2019年6月至2020年6月)水位变化下的消落带整个土层区域的脱氮情况。如图7所示，总体上高水位期消耗速率大。从模拟初始时刻(6月1日)，由于消落带处于低水位期，消落带完全出露，此阶段消耗几乎为零。7月中旬至8月初，消耗速率出现一个波峰，之后略降低保持较稳定水平，这与该时期洪水引起的水位波动有关。随着淹水期到来，从9月开始，消耗速率波动式上升，并在11月底出现一次下降过程，根据第四章结果，这是蓄水后此时水土界面do含量达到峰值所致。11月水位达最高水位后，消耗速率也达到峰值，随后以较缓慢速度下降，并在12下旬至1月出现多次较大波动。随着1月泄水开始，消落带消耗速率总体下降，但在4月底和5月上旬出现一次明显升高，是因为该时期土层反硝化水平很高，该时期受降雨汇入的有机质降解的影响，水体do含量低。
[0143]
消落带单宽消耗速率如图8所示，消耗速率变化过程与消耗速率变化过程趋势一致。硝化反应为反硝化反应的前置反应，在一个循环中，消耗量等于生成量，因此消耗速率也受消耗速率的影响。从模拟初始时期6月1日至8月初，消落带裸露，整个土层消耗量与消耗量都保持在0左右，随后形成一个高度约1g
·
m-1
的波峰，不同点是从形状上看的波峰更大。随着蓄水开始，消耗速率波动上升，从约0.5g
·
m-1
上升至11月峰值月3g
·
m-1
，峰值持续约半月后下降至2g
·
m-1
。随着泄水开始，消耗速率在波动中缓慢下降，在3月初出现一个波峰，主要是因为浮游植物暴发，水土界面do浓度上升导致。
[0144]
消耗速率与生成速率相减得到脱氮速率。如图9阴影部分为消落带沿河单宽脱氮速率，变化范围为0～50g
·
m-1
·
d-1
，年均值为21.47g
·
m-1
·
d-1
，年脱氮总量为7837.85g
·
m-1
。在6月1日～7月15日，消落带脱氮速率趋近于零，是因为此时的消落带区域出露，而模型是通过对消落带土层面积积分获得结果。随着水位上升，消落带逐渐被淹没，脱氮速率开始增加，但在达到最高水位的10月下旬和11月初脱氮速率有所降低，主要因为该时期土层反硝化脱氮水平低。随着高水位的持续，消落带脱氮速率缓慢增加，并在12月初达到最大值，因为此时硝化生成较低，而反硝化脱氮水位很高。随着泄水开始，消落带逐渐出露，消落带脱氮速率开始逐渐降低，但在4-5月经过一次小幅升高，此阶段产生变化的原因主要是水体偏厌氧环境，反硝化增强。
[0145]
如图10所示，通过对比消落带与消耗速率与对应理化性质在完整水文年的响应关系，验证模型模拟的适应性。
[0146]
低水位期，受洪水影响，水位、界面do和土层温度会产生波动。6月1日～7月15日，
水位和界面do变化平稳，消落带基本出露，和消耗速率基本为零。7月15日～9月10日，出现了3次洪峰，每次洪峰过程中界面do均出现相应降低过程，温度波动较小，相应地在第一次较大洪峰过程，和消耗速率出现了较大增幅，在后两次小洪峰中消耗速率也出现了两次波峰，消耗速率未见明显变化，主要是受该时期入渗水体浓度下降影响。
[0147]
淹水期，水位迅速抬升，受其影响界面do先陡降后上升，土层温度则稳定下降。随着消落带被淹没，和消耗速率均开始波动上升，9月20日左右出现了明显水位上升速度变缓的停顿转折点，界面do降至最低，此时期二者消耗速率也发生了明显波动。doc和溶质浓度在淹水期呈上升趋势，这为反应的发生提供充足的底物，对溶质的消耗有一定促进作用。
[0148]
高水位期，水位基本稳定，消落带整体被淹没。界面do略有下降趋势，土层温度稳定下降，和消耗速率均在11月中旬左右达到最高，不同的是，消耗速率在整个高水位期基本保持稳定，而消耗速率在达到最高后开始下降，这与此阶段水体和土层的本底含量有关。
[0149]
退水期，1月1日～4月1日泄水速度较慢，界面do呈缓慢上升趋势，温度微降后保持较低，和消耗速率以稳定速度逐渐降低。4月1日～6月1日，泄水速度加快，界面do陡降后保持稳定，土层温度则开始回升。4月10日左右和消耗速率均出现一个较大波峰，波峰过后以较快速度下降。消耗速率出现波峰与该时期do陡降有关，消耗速率变化推测是受该时期土层本底值的影响。
[0150]
总体上，消落带和消耗速率变化趋势相近，主要受水位调节下的消落带淹没面积的影响，这与以往在河湖关键带的数值模拟研究结果类似。从波动趋势和波峰出现位置可以发现，消落带各形态氮消耗速率与消落带潜流交换、水土界面do和水土氮本底值有着明显的响应规律，能够一定程度上反应反季节调节水库消落带的氮转化特征。
[0151]
(3)干湿交替带氮平衡分析
[0152]
图12显示了no
3-‑
n负荷的净消耗速率。在高水位时期，消耗速率较高。由图13可知，从氮平衡过程可以看出，干湿交替带在淹水期间主要是氮源，而在其他时期，干湿交替带作为氮源或氮汇的趋势相对平衡。通过对氮平衡在一个水文年的积分结果得知，干湿交替带域产生的氮营养素中几乎93％可通过反硝化作用被去除。
技术特征：1.一种干湿交替带氮迁移转化耦合模拟方法，其特征在于：包括以下步骤：(1)建立地表水氮迁移转化模拟模型；(2)建立地下水氮迁移转化模拟模型；(3)由地表水氮迁移转化模拟模型获得的水土交界处水压和浓度计算值作为边界条件驱动地下水氮迁移转化模拟模型；(4)通过地表水氮迁移转化和地下水氮迁移转化耦合模型量化干湿交替带氮的生消过程及氮的生消过程对上覆水水环境质量的影响。2.根据权利要求1所述干湿交替带氮迁移转化耦合模拟方法，其特征在于：所述地表水氮迁移转化模拟模型包括n-s方程、对流-弥散方程和氮反应扩散模型。3.根据权利要求1所述干湿交替带氮迁移转化耦合模拟方法，其特征在于：所述地表水氮迁移转化模拟模型在横向距离设置与水位呈函数关系的入口流速其中，l为入口至坡面的直线距离，即地表水的初始宽度；l
‘
地表水的实时宽度；h为所需模拟的水位变化；v入口流速；d入口高度；θ水土界面坡度；t为时间。4.根据权利要求1所述干湿交替带氮迁移转化耦合模拟方法，其特征在于：所述地表水氮迁移转化模拟模型在水土界面设置一层均匀浓度的有机氮。5.根据权利要求2所述干湿交替带氮迁移转化耦合模拟方法，其特征在于：所述氮反应扩散模型扩散模型扩散模型扩散模型扩散模型其中，c
i
和c
iw
分别是水土界面和上覆水的各溶质浓度，单位mg l-1
；r
11
是o2对don的消耗系数；r
12
是o2对nh
4+
的消耗系数，r2是don的转化系数，r3是nh
4+
的转化系数，r4是no3的转化系数，r5是doc的转化系数，单位m-1
；d1是o2的扩散系数，d2是don的扩散系数，d3是nh4的扩散系数，d4是no3扩散系数，单位m-1
。6.根据权利要求1所述干湿交替带氮迁移转化耦合模拟方法，其特征在于：所述地下水氮迁移转化模拟模型包括耦合richards方程、对流-弥散方程及monod动力学模型；所述耦合richards方程和对流-弥散方程分别为：
式中，s
o
为单位储水量；s为饱和度；ε为孔隙率；ψ为压力水头；t为时间；k为饱和介质渗透系数张量；k
r
为相对渗透系数；z为位置水头；α为多孔介质骨架压缩系数；σ
t
为总应力；θ为含水量；c
i
为溶质i的浓度；d为水动力弥散系数张量；q为达西速度矢量；r
i
为溶质i的反应速率；所述monod动力学模型，即式(2)中的其中，v
maxi
为各过程的最大底物吸收速率；x
i
为促进各过程的功能微生物的介导系数；a
i
、a0、d
i
分别对应电子受体溶质、氧气抑制剂、电子供体溶质浓度；k
ai
、k
di
、k
ii
分别为电子受体溶质和电子供体溶质半饱和常数、氧抑制常数。7.根据权利要求1所述干湿交替带氮迁移转化耦合模拟方法，其特征在于：所述地表水氮迁移转化模拟模型和地下水氮迁移转化模拟模型设置一致的时间步长。8.一种干湿交替带氮迁移转化耦合模拟系统，其特征在于：包括地表水氮迁移转化模拟模型、地下水氮迁移转化模拟模型；所述地表水氮迁移转化模拟模型获得的水土交界处水压和浓度计算值作为边界条件驱动地下水氮迁移转化模拟模型。9.根据权利要求8所述的干湿交替带氮迁移转化耦合模拟系统，其特征在于：所述地表水氮迁移转化模拟模型在横向远距离设置与水位呈函数关系的入口流速其中，l为入口至坡面的直线距离，即地表水的初始宽度，l
‘
地表水的实时宽度，h为所需模拟的水位变化，v入口流速、d入口高度、θ水土界面坡度，t为时间。10.根据权利要求8所述的干湿交替带氮迁移转化耦合模拟系统，其特征在于：所述地表水氮迁移转化模拟模型中的氮反应扩散模型表水氮迁移转化模拟模型中的氮反应扩散模型表水氮迁移转化模拟模型中的氮反应扩散模型表水氮迁移转化模拟模型中的氮反应扩散模型表水氮迁移转化模拟模型中的氮反应扩散模型其中，c
i
和c
iw
分别是水土界面和上覆水的各溶质浓度，单位mg l-1
；r
11
是o2对don的消耗
系数；r
12
是o2对nh
4+
的消耗系数，r2是don的转化系数，r3是nh
4+
的转化系数，r4是no3的转化系数，r5是doc的转化系数，单位m-1
；d1是o2的扩散系数，d2是don的扩散系数，d3是nh4的扩散系数，d4是no3扩散系数，单位m-1
。
技术总结本发明公开一种干湿交替带氮迁移转化耦合模拟方法，包括以下步骤：(1)建立地表水氮迁移转化模拟模型；(2)建立地下水氮迁移转化模拟模型；(3)由地表水氮迁移转化模拟模型获得的水土交界处水压和浓度计算值作为边界条件驱动地下水氮迁移转化模拟模型；(4)通过地表水氮迁移转化和地下水氮迁移转化耦合模型量化干湿交替带氮的生消过程及氮的生消过程对上覆水水环境质量的影响。本发明还公开一种干湿交替带氮迁移转化耦合模拟系统。本发明将地表水模型在水土交界处的水压、浓度计算值作为边界条件驱动地下水模型，考虑了干湿交替带地表水各氮指标浓度的动态变化及其对地下水的影响，提高了对干湿交替带氮迁移转化过程模拟的准确性。的准确性。的准确性。
技术研发人员：陈求稳 刘东升 隗岚琳 王智源 黄玉 严晗璐
受保护的技术使用者：水利部交通运输部国家能源局南京水利科学研究院
技术研发日：2022.02.16
技术公布日：2022/7/5
