Содержание к диссертации
Введение
1. Поведение загрязняющих веществ в почве и улетучивание их с подстилающей поверхности в атмосферу (обзор) 11
1.1 Натурные исследования испарения ЗВ с подстилающей поверхности 11
1.2 Феноменологические подходы к описанию испарения ЗВ 14
1.3 Физико-математическое моделирование испарения ЗВ из почвы 16
1.3.1 Моделирование вертикальной миграции ЗВ в почве 16
1.3.2 Моделирование испарения ЗВ из почвы 29
1.4 Основные результаты главы 1 36
2. Модель массобмена между почвой и атмосферой 39
2.1 Квазиоднородная модель расчета турбулентных потоков вещества с подстилающей поверхности 39
2.2 Сравнение с результатами полевых экспериментов 53
2.3 Модель коэффициента массопереноса между почвой и атмосферой 57
2.4 Основные результаты главы 2 66
3. Моделирование поступления и распространения зв в атмосфере при разливе с учетом впитывания в почву 68
3.1 Моделирование поступления ЗВ в атмосферу с зеркала разлива 68
3.2 Модель динамики поступления ЗВ в атмосферу при впитывании в почву 78
3.3 Модель распространения ЗВ в приземном слое атмосферы от площадного источника на подстилающей поверхности 88
3.4 Основные результаты главы 3 91
4. Моделирование поведения летучих зв в системе "почва-атмосфера" 94
4.1 Модель миграции ЗВ в почве 95
4.2 Сравнение с результатами полевого эксперимента 102
4.3 Основные результаты главы 4 109
Заключение 111
Список литературы
- Феноменологические подходы к описанию испарения ЗВ
- Сравнение с результатами полевых экспериментов
- Модель динамики поступления ЗВ в атмосферу при впитывании в почву
- Сравнение с результатами полевого эксперимента
Введение к работе
Современное понимание целей и задач мониторинга загрязнения окружающей среды (ОС) включает в себя не только контроль содержания загрязняющих веществ (ЗВ) в элементах ОС, но и оценку влияния антропогенной нагрузки на ОС и экологический риск. Важнейшей составляющей при оценке экологического риска является оценка и прогноз загрязнения и качества атмосферного воздуха. Условно источники загрязнения атмосферного воздуха можно разделить на две большие группы - организованные и неорганизованные. К организованным источникам загрязнения атмосферы относятся выбросы, состав и объем которых может контролироваться и управляться в процессе эксплуатации. Ко второй группе источников относятся, те мощность которых определяется не только технологией производства, но и рядом внешних факторов, управление которыми затруднено или невозможно. К ним относятся практически любые аварийные ситуации, вызванные как техногенными, так и природными факторами (пожары, взрывы, разливы летучих ЗВ и т.п.). К этой группе источников загрязнения атмосферы относится также испарение пестицидов после их применения, а также вторичное загрязнение атмосферы при испарении со следа выброса, сформировавшегося в результате осаждения ЗВ на подстилающую поверхность.
В данной работе рассматриваются ситуации, приводящие к загрязнению атмосферы, обусловленные испарением ЗВ из почвы, поверхность которой загрязнена в результате применения пестицидов или осаждения ЗВ из атмосферы, а также аварийным разливом жидких ЗВ.
Современные методы измерения концентраций ЗВ в элементах ОС позволяют проследить динамику перераспределения любого ЗВ в окружающей среде и выявить основные пути его миграции. До недавнего времени считалось, что только высоко летучие пестициды представляют опасность вторичного загрязнения окружающей среды, испаряясь с поверхностей растений и почв. Однако теперь установлено, что испарение и перенос в паровой фазе играют важную роль в распространении даже так называемых нелетучих пестицидов, например ДДТ, и других хлор органических соединений, имеющих давление насыщенного пара порядка 10 мм.рт.ст и ниже [2], Способность высокомолекулярных хлорированных углеводородов распространяться в глобальном масштабе вследствие испарения в атмосферу была установлена в 1960-1970 гг. Полихло-рированные бифенилы (ПХБ) хлорированные пестициды (ДДТ, дильдрин, хлордан, токсафен) были обнаружены в воздухе и других элементах окружающей среды на больших расстояниях от мест применения [3,4,5,6]. Классическим примером глобального загрязнения окружающей среды пестицидами, является обнаружение ДДТ в Антарктиде, и вообще по всему земному шару в местах, где он никогда человеком не использовался [7,31]. Это свидетельствует о важности учета улетучивания в атмосферу даже для веществ с давлением насыщенного пара порядка 10 5 мм.рт.ст. По данным [1,28] потери пестицидов за счет улетучивания в атмосферу могут составлять 40-80% от внесенного количества в зависимости от физико-химических характеристик пестицида, условий окружающей среды и способа внесения. Таким образом, испарение внесенных пестицидов является одним из основных путей вторичного загрязнения окружающей среды.
Исследования, проведенные в [8,9,10], показали еще один важный аспект влияния испарения ЗВ на окружающую среду. В этих работах сообщалось, что в ходе натурных экспериментов по изучению химического состава капель туманов было обнаружено аномально высокое содержание некоторых органических веществ, в том числе ПХБ и пестицидов. Это явление - способность капель водных туманов аккумулировать загрязняющие вещества - впоследствии получило название ядовитый туман [11]. Экологические последствия накопления ЗВ в каплях тумана достаточно очевидны. Вполне допустимые концентрации ЗВ в воздухе в случае образования тумана могут привести к аномально высокому содержанию их в каплях тумана. Так как, капли тумана эффективно осаждаются на листья растений, их поверхность покрывается пленкой загрязненной воды, которая легко впитывается. Существует мнение [11], что быстрая гибель лесов на востоке США и западе Европы связана именно с воздействием ядовитых туманов. Кроме того, микронные капли тумана легко ингали-руются, что приводит к попаданию ЗВ дыхательные пути животных и человека.
Вторичное загрязнение атмосферы за счет испарения ЗВ с подстилающей поверхности может оказаться характерным для промышленных районов, в которых перестали действовать или сократили объем выбросов опасные химические производства. Примером этого могут служить ПХБ - опасные стойкие органические соединения, значимые концентрации которых в настоящее время фиксируются в атмосфере промышленных районов США, хотя пик выброса их в атмосферу приходился на 1965-75 гг, а в настоящее время почти прекратился.
Проливы жидких ЗВ на открытую поверхность - пожалуй один из наиболее распространенных типов аварийных ситуаций приводящих, к поступлению ЗВ в ОС. Они могут происходить как во время технологического цикла, так и при хранении и транспортировке жидких ЗВ. Наиболее частой, причиной разлива ЗВ на открытой местности является транспортная авария. Согласно [30], за период с 1987 по 1996 гг в США произошло около 100000 транспортных аварий с участием веществ используемых в химической промышленности. В результате погибло 114 чел, более 4500 получили повреждения различной тяжести, ущерб составил порядка $350млн. Аварии такого типа приводят к загрязнению подстилающей поверхности, причем интенсивность загрязнения атмосферы определяется скоростью испарения ЗВ, а ущерб и опасность для населения объемом пролива, токсичностью и персистентностью ЗВ в ОС. При проливах нефти и нефтепродуктов, а это наиболее часто встречающиеся аварийные проливы, загрязнение ОС носит локальный характер из-за малого содержания в них токсичных летучих компонентов. Проливы же таких веществ как жидкие боевые отравляющие вещества (ОВ) (иприт, люизит и т.д.), компоненты ракетного топлива (несимметричный диметилгидразин (НДМГ), тетраксид азота (AT)) могут создать опасность для здоровья населения и на значительных расстояниях от места пролива за счет распространения их паров в атмосфере. При проливах токсичных ЗВ опасность для населения может представлять также вторичное загрязнение атмосферы за счет испарения ЗВ со следа облака.
Важной особенностью перечисленных источников загрязнения атмосферы является определяющее влияние метеорологических условий и свойств подстилающей поверхности (в первую очередь почвы) на их мощность, а также их выраженный пространственно распределенный характер. Особенностям формирования таких источников загрязнения атмосферы посвящена настоящая работа. Приведенные выше примеры демонстрируют важность корректной оценки вклада пространственно распределенных источников в загрязнение атмосферы, тем самым, подчеркивая актуальность выбранной темы.
Целью данной диссертационной работы является исследование закономерностей поведения летучих ЗВ в системе "почва-атмосфера" и разработка физико-математической модели для количественной оценки поступления и распространения ЗВ в атмосфере при испарении его с поверхности почвы для использования в компьютерных системах реагирования на аварийные ситуации.
Исходя из поставленной цели необходимо решение следующих задач:
• Построение модели массообмена в системе "почва - атмосфера" и разработка метода оценки турбулентного потока ЗВ в приземном слое атмосферы при поступлении его с загрязненной подстилающей поверхности. • Разработка метода оценки интенсивности и продолжительности испарения ЗВ с пролива на поверхность почвы с учетом его впитывания.
• Разработка модели миграции ЗВ в системе "почва-атмосфера" при поверхностном загрязнении почвы, позволяющей рассчитывать содержание ЗВ в почве, вынос ЗВ в атмосферу за счет испарения и концентрацию ЗВ в воздухе над загрязненной почвой.
В первой главе проведен анализ экспериментальных и теоретических результатов исследований поведения летучих ЗВ в системе "почва-атмосфера". В ней проведен анализ литературных данных по натурным исследованиям испарения ЗВ с подстилающей поверхности. Рассмотрены основные процессы, определяющие миграцию ЗВ в ненасыщенной зоне почвы, и проанализированы наиболее употребляемые параметризации процессов переноса и обмена между фазами ЗВ в почве. Проведен анализ процессов, определяющих массообмен между почвой и атмосферой и параметризаций испарения ЗВ с поверхности почвы. Анализ имеющихся выражений для коэффициента массопереноса, использующихся при моделировании испарения ЗВ из почвы, показал, что в них влияние турбулентного режима атмосферы на эту величину выражается только через значение динамической скорости (или скорости ветра на каком-нибудь уровне). Такое описание не полностью отражает влияние турбулентности атмосферы на испарение ЗВ, поскольку известно, что термическая стратификация также может оказывать существенное влияние на величину вертикального потока ЗВ в приземном слое атмосферы. Следовательно, необходима разработка модели массообмена- в системе "почва-атмосфера", позволяющей -учесть влияние температурной стратификации атмосферы на интенсивность улетучивания ЗВ с подстилающей поверхности.
Во второй главе излагается подход, позволяющий построить модель массообмена пассивной примесью между ограниченно загрязненной подстилающей поверхно s стью и атмосферой. Этот подход использует предположение об автомодельности профиля концентрации ЗВ в приземном слое атмосферы, причем в качестве масштаба автомодельности используется высота слоя, занятого примесью. На основании этого подхода, предложен метод восстановления профиля концентрации в атмосфере и определения турбулентного потока вещества с подстилающей поверхности по измерению концентрации в атмосфере на одном уровне. Этот метод был апробирован на результатах нескольких независимых полевых экспериментов по изучению испарения различных ЗВ из почвы, опубликованных в научной литературе. Сравнение рассчитанных профилей концентрации с результатами измерений показало их хорошее согласие. Это подтверждает адекватность использованных при построении модели физических представлений и работоспособность модели.
Предложенный подход, с использованием законов сопротивления приповерхностного слоя атмосферы, позволил получить выражение для коэффициента массопереноса между подстилающей поверхностью и приземным слоем атмосферы. В этом случае величина коэффициента массопереноса определяется как турбулентными характеристиками приземного слоя атмосферы, так и линейным масштабом загрязненной поверхности.
В этой главе изложены результаты, полученные совместно с О.И. Возженнико-вым в работах [98,99].
Третья глава диссертации посвящена разработке модели распространения ЗВ в ОС при разливе его на подстилающую поверхность - одному из практических приложений модели массообмена между подстилающей поверхностью и атмосферой предложенной в предыдущем разделе. В ней предложен общий подход к задачам расчета концентрации примеси от площадных источников на подстилающей поверхности, интенсивность работы которых зависит от турбулентного режима в атмосфере. На его основе построена модель распространения ЗВ в атмосфере с поверхности его разлива на почву и одновременным учетом испарения в атмосферу и впитывания в почву. С использованием гауссовой модели атмосферного переноса получено удобное для оценок аналитическое выражение для расчета концентрации ЗВ в приземном слое атмосферы с учетом сухого осаждения ЗВ на подстилающую поверхность за пределами зеркала разлива. При оценке интенсивности испарения ЗВ с разлива на поверхность почвы выделены несколько режимов поступления ЗВ в атмосферу. Первый режим описывает испарение ЗВ с зеркала разлива и характеризует максимальную интенсивность загрязнения атмосферы при данных метеорологических условиях. Его продолжительность ограничена существованием над поверхностью почвы слоя жидкого ЗВ. Второй режим описывает поступление ЗВ с поверхности почвы в атмосферу во время дренажа ЗВ из обменного слоя почвы. Третий режим загрязнения атмосферы - это испарение остаточного содержания ЗВ в почве. Проведена оценка продолжительности выделенных режимов загрязнения атмосферы.
В этой главе изложены результаты, полученные совместно с О.И. Возженниковым в работах [108,110]
В четвертой главе диссертационной работы предложена модель вертикальной миграции ЗВ в почве, разработанная для оценки поступления ЗВ в атмосферу за счет испарения из почвы загрязненной в результате применения пестицидов или выпадений ЗВ из атмосферы. Особенностью предложенной модели является способность рассчитывать не только поток ЗВ из почвы в атмосферу, но и концентрацию его пара в приземном слое атмосферы на заданном уровне. Содержание ЗВ в верхнем слое почвы, его поток в атмосферу и концентрация ЗВ в атмосфере являются основными характеристиками, определяющими нагрузку ЗВ на элементы экосистемы. Проведенное сравнение этих характеристик, рассчитанных по разработанной модели, с результатами полевого эксперимента показало их хорошее соответствиє. Это позволяет считать, что предложенная модель адекватно отражает закономерности перераспределения ЗВ в системе "почва-атмосфера" и может быть использована для оценки последствий загрязнения верхнего слоя почвы летучим ЗВ.
Основные результаты представленные в данной главе получены совместно с В.А. Борзиловым, О.И. Возженниковым и Е.Н. Морозько опубликованы в работах [130, 131].
Автор считает своим долгом почтить память, безвременно ушедшего, Владимира Андреевича Борзилова, к которому пришел молодым специалистом и под влиянием которого сформировались мои научные взгляды и интересы. Автор выражает благодарность своему научному руководителю О. И. Возженникову за руководство при выполнении работы, а ПН. Свиркунову за деятельное ее обсуждение. Е. Н. Морозько оказала автору работы серьезную помощь в редактировании рукописи.
Феноменологические подходы к описанию испарения ЗВ
Наиболее простые модели [12,13,14,17] потерь пестицидов из почвы и с поверхности растений за счет испарения описывают этот процесс уравнением кинетики разложения первого порядка, то есть зависимостью вида: С,(/) = С,0ехр(-Л/), (1.1) где Сто(0 - концентрация в почве в момент времени /, Сто - начальная концентрация химиката в почве, Л - константа, описывающая скорость испарения.
При этом величину Л предполагается определять из экспериментальных данных по динамике изменения содержания пестицида в почве или слое растительности. Однако в реальных условиях простейшая экспоненциальная зависимость редко выполняется, а имеют место более сложные зависимости. В [15,16] предлагается описывать потери пестицида из почвы выражением вида: Ст (/) = СГ ехр(-Д,0 + CT2 ехр(-Л20, _ (1.2) который указывает на существование двух независимых скоростей потерь пестицида за счет улетучивания. Из вида зависимостей (1.1) и (1.2) следует, что предполагаемой математической моделью такого процесса будет система вида: at ill где С,- - концентрация химиката в подвижной форме, из которой может происходить испарение; Q - концентрация химиката в связанном состоянии; Д, - скорость испарения химиката; as, aw - скорости перехода химиката в связанное и подвижное состояния соответственно.
Эта модель предполагает, что в атмосфере мгновенно устанавливается равновесие с концентрацией в подвижной форме, а скорость испарения лимитируется процессами обмена между формами химиката в почве. Если то можно полагать, что между подвижной и связанной формой химиката мгновенно устанавливается равновесие, определяемое соотношением
В этом случае решением этой системы уравнений будет выражение (1.1). К этой зависимости от времени сводится решение системы если а, /?,,ан. . Когда скорости обмена между фазами сравнимы по порядку величины со скоростью испарения или решение будет иметь вид (1.2).
В [22-25] предлагается рассчитывать лоток пестицида в атмосферу на основании известного потока в атмосферу другого реперного вещества. Этот подход основан на предположении о том, что отношение потоков за счет испарения двух разных веществ при одинаковых условиях является постоянным по времени и зависит от отношения давлений насыщенного пара и коэффициентов диффузии этих веществ в воздухе. В частности этот подход предлагалось использовать для определения потока в атмосферу испаряющегося из почвы пестицида по потоку водяного пара в атмосферу из почвы.
В общем случае для описания обмена ЗВ между почвой и атмосферой необходимо совместно решать задачу миграции ЗВ в почве и переноса его в атмосфере, сшивая потоки и концентрации на границе раздела сред. Как правило, представляющие опасность для окружающей среды загрязненные пестицидами поверхности имеют большие пространственные масштабы. Это позволяет рассматривать только вертикальную миграцию ЗВ в почве, предполагая горизонтальную однородность и изотропность свойств почвы и начального распределения химиката. Поэтому при построении физико-математических моделей миграции ЗВ в почве и улетучивания его в атмосферу поведение ЗВ в почве описывают на основе одномерного конвективно-диффузионного уравнения в сорбирующей среде.
Сравнение с результатами полевых экспериментов
Несмотря на значительное количество работ посвященных изучению испарения ЗВ сельскохозяйственного происхождения с подстилающей поверхности, к сожалению, не все они содержат полную информацию необходимую для восстановления условий эксперимента. Наиболее значительный объем данных об измерениях концентрации пестицида в атмосфере и сопутствующих им метеорологическим измерениям опубликован в работе [91]. В этой работе описываются результаты полевого эксперимента по изучению факторов определяющих потери гербицида DCPA из почвы за счет его испарения в атмосферу. Для этого гербицид был поверхностно внесен на участок поля имеющий форму круга. Диаметр круга составлял 50 м. Измерения концентрации в атмосфере проводились с помощью пробоотборников укрепленных на мачте расположенной в его центре и сопровождались градиентными измерениями метеорологических параметров. Перед внесением гербицида были проведены измерения его фоновой концентрации, которые показали пренебрежимо малые значения содержания DCPA в атмосфере. На основании этих измерений авторами градиентным методом был оценен вертикальный поток DCPA, В работе [91] приведены 19, последовательных после внесения, серий измерений концентрации DCPA, скорости ветра и разности температуры и соответствующие им значения вертикального потока этого ЗВ. В этой статье приведены значения концентрации DCPA и скорости ветра на уровнях 0.3, 0.8 и 1.5 м, а разность температур между уровнями 0.3 - 0.8 м. В таблице 2.1 приведены турбулентные характеристики атмосферы, восстановленные по значениям разности температур и скорости ветра, а также рассчитанная по (2.15) толщина слоя занятого примесью. В последнем столбце приведены соответствующие им значения потока гербицида, рассчитанные авторами [91] градиентным методом.
Как видно из данных табл. 2.1 в течение эксперимента устойчивость атмосферы и динамическая скорость варьировались в достаточно широких пределах. При обработке этих экспериментальных данных, расчет производился по значениям измеренных концентраций DCPA на уровне г,=0.3м.
В полевых экспериментах, описанных в работах [88,89] проводились измерения концентрации в атмосфере паров гептахлора и линдана. В обоих случаях ЗВ вносились поверхностно, а измерения их концентрации производились с помощью мачты расположенной на расстоянии 50 м от края поля.
Профиль концентрации линдана в приземном слое атмосферы [89] и вертикальный поток были восстановлены по значению концентрации на уровне 2,.=0.2 м. Измерения происходили при умеренной неустойчивости атмосферы; ut = 0.25 м/с; г„=0.0022 м; L- -22.4 м; =4.4 м; Еа =95 нг/(м2с).
Профиль концентрации гептахлора [88] был восстановлен по значению концентрации на высоте zr 0.1 м. Измерения концентрации гептахлора производились при нейтральной стратификации атмосферы: 1= со; »»= 0.26 м/с; =2.9 м; Еа 5.5 мкг/(м2с). Из выражения (2.15) видно, что переход к Эйлеровым координатам путем замены переменных (2.11) приводит к трансцендентным уравнениям на величину S(x). Используемые при расчетах универсальные функции определялись выражениями (2.16). Решение этих уравнений производилось итерационным методом с точностью до 0.1%.
Результаты расчетов по модели и данные измерений [88,89,91], нормированные F на масштаб С. = "/ , представлены на рисунке 2.3 в виде регрессионной зависи її мости. Такая нормировка позволяет на одном графике представить результаты измерений концентрации, полученные в разных экспериментах. Как видно из рисунка 2.3 расхождение между расчетом и результатами измерений невелико, рассчитанная относительная среднеквадратичная погрешность составила 16%. При определении среднеквадратичной погрешности из всего имеющегося массива данных, было отбраковано четыре измерения концентрации из работы [91].
Модель динамики поступления ЗВ в атмосферу при впитывании в почву
Заметим, что при моделировании распространения ЗВ в ОС наибольшее внимание уделяется его поступлению в атмосферу, поскольку распространение ЗВ в ней происходит наиболее быстро, а ингаляция является одним из основных путей воз действия ЗВ на человека. Поступление ЗВ в почву при разливе ограничивает интенсивность испарения тем самым, уменьшая мощность выброса в атмосферу, поэтому при проведении консервативных оценок этим процессом пренебрегают.
В настоящее время, в научной литературе изучению поведения жидких ЗВ в почве уделяется большое внимание. В первую очередь это вызвано пониманием тяжести долговременных последствий загрязнения слоя аэрации и грунтовых вод. Под жидким ЗВ (ЖЗВ) понимается жидкость, состоящая из плохо растворимого в воде органического химического вещества или смеси таких химических веществ. Загрязнение слоя аэрации ЖЗВ происходит, как правило, в результате аварий на химических предприятиях и транспорте, а также вследствие утечек из хранилищ [111-113].
Исследования, посвященные миграции ЖЗВ почве, так или иначе, связаны с задачей Soil Vapor Extraction (SVE), то есть очистке почвы и грунтовых вод от ЖЗВ путем принудительного вентилирования слоя аэрации и последующего улавливания паров ЖЗВ [114,115]. Следует отметить, что SVE предполагается проводить в числе восстановительных мероприятий на местах утечек и разливов больших объемов ЖЗВ. Основной объем научных работ касается исследования поведения в слое аэрации нефти и нефтепродуктов, например [116-122]. Это связано с актуальностью проблемы, которая обусловлена высокой частотой аварийных ситуаций приводящих к поступлению больших объемов этих ЖЗВ на поверхность почвы в промышленных, нефтедобывающих и нефтеперерабатывающих регионах планеты.
В зависимости от цели поставленной задачи, для моделирования миграции ЖЗВ в почве используются как одномерные [65,120-122] , так и дву-, трехмерные уравнения движения [116,118,125] для подвижных фаз ЖЗВ в почве.
Отдельным направлением исследований является изучение ключевых механизмов определяющих подвижность ЖЗВ в слое аэрации, таких как - перераспределение ЖЗВ между его фазами в почве, неоднородность гидрофизических свойств почвы, формирование остаточного содержания ЖЗВ, переход в растения [117,119,125-128].
Из анализа работ посвященного моделированию поведения ЖЗВ в слое аэрации и грунтовых водах [111-128] следует, что исследователи выделяют четыре основные фазы, существования ЖЗВ в почве. Это - жидкая фаза (непосредственно ЖЗВ), растворенная в почвенном растворе, сорбированная на почвенном скелете и парообразная фазы. Миграция ЖЗВ в жидкой фазе происходит под действием капиллярных сил и силы тяжести, при этом подчиняясь закону Дарси. Перенос в растворенной и парообразной фазах ЖЗВ происходит за счет молекулярной диффузии и конвекции, в случае движения парового раствора и воздуха. При описании массообмена между фазами ЖЗВ в слое аэрации, в большинстве моделей используется приближение мгновенного установления равновесия [120-124,128]. Однако при наличии принудительного вентилирования почвы и при описании миграции остаточного количества ЖЗВ в почве с промывным режимом течения воды используют уравнения кинетики для описания растворения и перехода ЖЗВ в паровую фазу [116-118].
Проведенный анализ позволил заключить, что при моделировании движения жидкой фазы ЖЗВ в почве исследователи опираются на закономерности, полученные при описании движения почвенной влаги, учитывая особенности физико-химических свойств исследуемого ЖЗВ (вязкость, растворимость и т.д).
Уравнение Ричардса, используемое, как правило, для описания ненасыщенного течения почвенной влаги и ЖЗВ, представляет собой квазинелинейное параболическое уравнение. Использование численного решения этого уравнения представляет значительные технические трудности связанные как с оценкой чувствительности численного решения к неопределенности параметров уравнения, так и значительным количеством необходимых для решения уравнения входных данных. Поэтому, не смотря на то, что уравнение Ричардса наиболее обще отражает процессы, определяющие движение ЖЗВ в почве, использование его для описания впитывания ЖЗВ в почву при разливе не целесообразно. Как уже упоминалось, при моделировании миграции ЖЗВ в почве используются закономерности, полученные при моделировании движения воды, поэтому эмпирические модели инфильтрации, на пример Грина-Эмпта, могут быть с успехом взяты за основу для описания впитывания ЖЗВ при разливе на поверхность почвы. В [120] эта модель инфильтрации успешно была использована для интерпретации лабораторных экспериментов с дизельным топливом.
Сравнение с результатами полевого эксперимента
В работах [90,91] приведены результаты полевого эксперимента по изучению перераспределения в окружающей среде гербицида дактал поверхностно внесенного в почву на экспериментальную площадку, имеющую форму круга радиусом 50 м. Гербицид был внесен в количестве 7 кг/га с начальным заглублением 0.01 м. Для поддержания постоянной влажности почвы в течение эксперимента систематически проводилась ирригация экспериментальной площадки. В центре площадки была установлена мачта с помощью, которой в течение эксперимента одновременно производились градиентные измерения как концентрации дактала в воздухе, так и скорости ветра и температуры воздуха. Эти измерения сопровождались отбором проб почвы для определения содержания в ней дактала и продуктов его разложения. Почва на месте проведения эксперимента имела следующие характеристики: пористость #=0.4, средняя влажность 0=0.2, содержание органического углерода/ис=0.011, средний поток Дарси К„.= -0.25 см/сут, объемная плотность почвы /?=1182 кг/м3, параметр шероховатости г =0.02 м.
На рис. 4.1 приведен временной ход содержания дактала в почве. Из экспериментальных данных видно, что сразу после внесения потери дактала в почве составили примерно 15% от внесенного количества. Эти потери не могут быть объяснены испарением дактала, поскольку регистрируемые в это время его потоки были малы из-за близкой к штилевой скорости ветра, сопровождающейся устойчивой стратификацией атмосферы. Скорее расхождение между нормой внесения и плотностью загрязнения можно объяснить потерями во время внесения, поскольку внесение химиката производилось при помощи разбрызгивателей, установленных на тракторе. Исходя из этого, в качестве начального условия при моделировании использовалась измеренная средняя плотность загрязнения почвы, равная 5.89 кг/га.
Коэффициенты диффузии дактала в почве в паровой и растворенной фазах были рассчитаны по формуле Миллингтона-Квирка (4.5), которая связывает их с молекулярными коэффициентами диффузии через объемные характеристики почвы.
При определении динамической скорости использовалась осредненная по продолжительности эксперимента скорость ветра на высоте 1.5 м при нейтральной стратификации атмосферы. Линейный масштаб круглого поля был определен как длина стороны квадрата, имеющего такую же площадь, что и круг, он составил 88.7 м.
Рис. 4.1-4.3 иллюстрируют сравнение расчетов по модели с результатами полевого эксперимента. Как видно из рис. 4.1 динамика рассчитанной и измеренной плотности загрязнения почвы химикатом хорошо согласуется между собой. Расчетная кривая полностью укладывается в погрешность эксперимента, которая по данным авторов эксперимента составляла 40%-60% от среднего значения, приведенного на рис.4.1. Потери дактала из почвы за счет испарения, по модельным расчетам, за 84 дня составили примерно 40% от количества внесенного химиката. Это говорит о существенном вкладе испарения в баланс массы дактала в почве. На рис. 4.2 приведена зависимость потерь химиката из почвы за счет испарения от времени. Кривые 1 и 2 отражают потери дактала, оцененные по экспериментальным данным о величине потока химиката в атмосферу, определенного двумя способами. При построении кривой 1 авторами эксперимента использовался специально разработанный TPS-метод для оценки потока химиката в атмосферу с источника, имеющего форму круга, а кривая 2 получена на основе обычного градиентного метода оценки потока. Расхождение в величине выноса химиката в атмосферу в первые дни после внесения, по-видимому, обусловлено пересыханием верхнего слоя почвы. Согласно [91], ирригация не проводилась или отбор проб дактала в воздухе проводился до ирригации в 0, 2, 3 день после внесения. Следствием пересыхания верхнего слоя почвы является временное изменение распределения ЗВ между фазами в почве, которое не учитывается при определении коэффициента обмена между почвой и атмосферой.
