一种污染物在包气带中的截留释放试验三维模拟系统及其试验方法

摘要

本发明公开了一种污染物在包气带中的截留释放试验三维模拟系统及其试验方法，系统包括试验主箱，还设有含水层渗流补给控制箱、渗滤液储槽以及给渗滤液提供水动力的水泵，所述试验主箱由箱体以及覆盖于箱体上的配水盖组成，所述箱体的一侧侧壁下方沿水平方向均布多个补给口，所述补给口对侧的箱体侧壁上沿竖直方向均布多个出水管；所述配水盖的顶部设有用于配水的配水管；所述含水层渗流补给控制箱的上方设有进水管，含水层渗流补给控制箱的侧壁相应位置上设有溢流管，含水层渗流补给控制箱的下方设有补给管，所述补给管与补给口相连，补给管上设有水阀；所述渗滤液储槽经水泵与配水管相连；试验方法包括垃圾渗滤液淋滤及蒸馏水反淋洗两个过程。

说明书

技术领域

本发明涉及包气带研究领域，具体涉及一种污染物在包气带中的截留释放试验三维模拟系统及其试验方法。

背景技术

包气带作为含水层天然屏障，其因对污染物质的截留及衰减而受到关注并进行相关研究。包气带对污染物质的截留及衰减强度与包气带介质本身的物理、化学性质和渗滤液组分、性质有密切关系，目前对与污染物在包气带中的截留及衰减研究，国内仍主要处于室内试验研究阶段，现有技术领域对于垃圾渗滤液污染物在包气带中的截留释放试验为一维淋滤柱试验，该试验方法忽略了污染物下渗过程中包气带含水率及溶质梯度变化对模型试验的影响，而在实验室尺度上，包气带含水率及介质内溶质梯度变化对试验结果的影响都是不容忽视的，故而一维淋滤柱试验的试验结果与实际有所偏差，不利于对实际垃圾渗滤液污染物在包气带中的截留与释放的机理研究。

发明内容

本发明的目的是：针对现有技术的不足，提供一种污染物在包气带中的截留释放试验三维模拟系统及其试验方法，构建三维渗滤液淋滤-蒸馏水反淋洗物理模型，以解决现有一维淋滤柱试验忽略了污染物下渗过程中包气带含水率及溶质梯度变化对模型试验的影响的问题。

为了解决上述技术问题，本发明采用的技术方案概述如下：

一种污染物在包气带中的截留释放试验三维模拟系统，包括试验主箱、含水层渗流补给控制系统、包气带配水淋滤系统以及出水收集监测系统，所述试验主箱由箱体以及覆盖于箱体上的配水盖组成，所述箱体的一侧侧壁下方沿水平方向均布多个补给口，所述补给口对侧的箱体侧壁上沿竖直方向均布多个出水管；所述含水层渗流补给控制系统包括含水层渗流补给控制箱，所述含水层渗流补给控制箱的上方设有进水管，含水层渗流补给控制箱的侧壁相应位置上设有溢流管，含水层渗流补给控制箱的下方设有补给管，所述补给管与补给口相连，且补给管上设有水阀；所述包气带配水淋滤系统包括依次相连的渗滤液储槽、水泵以及配水管，所述配水管与配水盖相连；所述出水收集监测系统与箱体侧壁上的出水管相连，所述出水管上设有水阀。

进一步地，所述试验主箱的规格为80cm×40cm×70cm、材质为1.5cm厚的透明有机玻璃。

进一步地，所述出水管包括从下到上的下出水管、中出水管以及上出水管三个出水管，所述下出水管、中出水管以及上出水管分别距离箱底5cm、20cm、30cm。

进一步地，所述配水管与水泵设有六组，所述配水管为外径6mm、内径4mm的空压管，所述空压管延伸至试验主箱内的部分等距间隔设有直径为1mm的配水孔；所述水泵为蠕动泵。

进一步地，所述出水收集监测系统为出水混合槽。

进一步地，所述配水盖内部中空，所述配水管延伸至配水盖内部空腔，配水盖的底部设有连通配水盖内部空腔的配水孔。

一种利用上述的污染物在包气带中的截留释放试验三维模拟系统进行试验的方法，包括垃圾渗滤液淋滤及蒸馏水反淋洗两个过程，具体为：

(1)渗滤液淋滤试验

1)流场调试

在试验箱体内填入含水层模拟介质，其中的含水层模拟介质由下至上依次为：底部衬层、模拟含水层介质，进行地下水流场水平渗流的调试，模拟一定梯度条件下的地下水渗流场情况，且保证水头自由高度接近但低于模拟含水层介质顶面；

2)包气带模拟介质测试及装填

分别在含水层模拟介质上方填入包气带介质，并对包气带介质进行抽样，进行孔隙度、粒径、级配筛分及骨架密度进行测定；

3)垃圾渗滤液污染源测定

测定渗滤液的污染因子浓度；

流场调试及渗滤液污染因子浓度测定完毕后，使用水泵抽取渗滤液淋滤于包气带顶面；同时记录出水水质及时间，待指示剂保守离子在出水水质中达到稳定后，则视为包气带对污染物截留达到饱和；

(2)蒸馏水反淋洗试验

前述试验平衡后停止渗滤液淋滤，保持试验主箱体进水端与出水端持续稳定渗流，检测出水水质，待出水水质基本稳定后，将淋滤动力装置的溶剂更换为蒸馏水进行持续淋洗；同时记录排水水质变化情况及时间，待单位截留量最大的COD在出水水质中达到稳定后，则视为模型反淋洗达到平衡。

作为优选的，所述含水层模拟介质中的底部衬层采用粒径2～3cm砾石装填而成，所述模拟含水层介质为40目粒径的石英砂，模型中含水层的水动力条件主要由进水口和出水管水头差及阀门开闭程度来控制，含水层主体需要选用导水性较好的介质，因此，本次试验采用40目粒径的石英砂；所述包气带模拟介质为研究区采集的原岩土样，更为符合对研究区实际情况。

作为优选的，测定的污染因子包括：有机物综合指标COD、无机物Cl^-、NO₃^-、NH₃^-N、SO₄^2-、Pb、Cr⁶⁺以及Zn浓度。

作为优选的，其中的Cl^-为指示剂保守离子。

相对于现有技术，本发明所产生的有益效果：

1、本发明中，由水力条件分析可知：本发明提供的物理模型系统中补给源包括含水层渗流补给控制箱侧向补给的渗流补给系统供水以及通过渗滤液储槽补给的淋滤系统垂向供给的淋滤液，补给源模拟更符合实际环境；

2、本发明将包气带及含水层视为整体，充分考虑包气带含水率及介质内溶质梯度变化，构建了一种三维渗滤液淋滤-蒸馏水反淋洗新型物理模型，解决了现有一维淋滤柱试验忽略了污染物下渗过程中包气带含水率及溶质梯度变化对模型试验的影响的问题；

3、本发明定量阐明包气带对污染物截留，通过不同厚度、体积的包气带介质的工况设定，定量分析了研究区包气带介质单位体积对污染物的截留量，试验结果更为精准。

附图说明

下面结合附图对本发明作进一步说明。

图1是本发明提供的试验系统的示意简图；

图2是试验主箱的结构示意图；

图3是配水盖的结构示意图；

图4是10cm厚包气带模拟系统出水污染物浓度的时间迹线图；

图5是20cm厚包气带模拟系统出水污染物浓度的时间迹线图；

图6是30cm厚包气带模拟系统出水污染物浓度的时间迹线图；

图7是10cm厚包气带反淋洗试验浓度迹线图；

图8是20cm厚包气带反淋洗试验浓度迹线图；

图9是30cm厚包气带反淋洗试验浓度迹线图；

图中标号分别为：1、试验主箱；11、配水盖；111、配水管；112、配水孔；12、箱体；13、补给口；14、下出水管；15、中出水管；16、上出水管；17、模拟含水层；18、模拟包气带；2、含水层渗流补给控制箱；21、进水管；22、溢流管；23、补给管；3、渗滤液储槽；4、水泵；5、出水混合槽。

具体实施方式

下面结合附图和具体实施方式对本发明作进一步详细说明。本发明的实施方式包括但不限于下列实施例。

实施例1

如图1-图2，一种污染物在包气带中的截留释放试验三维模拟系统，包括试验主箱1、含水层渗流补给控制系统、包气带配水淋滤系统以及出水收集监测系统，所述试验主箱1由箱体12以及覆盖于箱体12上的配水盖11组成，该试验主箱1可分层承载不同模拟介质，所述箱体12的一侧侧壁下方沿水平方向均布多个补给口13，所述补给口13对侧的箱体12侧壁上沿竖直方向均布多个出水管；所述含水层渗流补给控制系统包括含水层渗流补给控制箱2，所述含水层渗流补给控制箱2的上方设有进水管21，含水层渗流补给控制箱2的侧壁相应位置上设有溢流管22，含水层渗流补给控制箱2的下方设有补给管23，所述补给管23与补给口13相连，且补给管23上设有水阀，提供侧向渗流的水动力来源；所述包气带配水淋滤系统包括依次相连的渗滤液储槽3、水泵4以及配水管111，所述配水管111与配水盖11相连,提供纵向水(溶剂)动力来源；所述出水收集监测系统与箱体12侧壁上的出水管相连，所述出水管上设有水阀。

所述试验主箱1的规格为80cm×40cm×70cm、材质为1.5cm厚的透明有机玻璃,采用透明有机玻璃制作试验主箱便于对含水层渗流补给过程及渗滤液淋滤的观察。

所述出水管包括从下到上的下出水管14、中出水管15以及上出水管16三个出水管，所述下出水管14、中出水管15以及上出水管16分别距离箱底5cm、20cm、30cm。

所述配水管111与水泵4设有六组，所述配水管111为外径6mm、内径4mm的空压管，所述空压管延伸至试验主箱1内的部分等距间隔设有直径为1mm的配水孔；所述水泵4为蠕动泵。

所述出水收集监测系统为出水混合槽5。

在本实施例中提供的一种污染物在包气带中的截留释放试验三维模拟系统进行垃圾渗滤液污染物在包气带中的截留释放试验，包括垃圾渗滤液淋滤及蒸馏水反淋洗两个过程，因此，试验主要分两部分完成，分别为渗滤液淋滤试验及待试验平衡后蒸馏水反淋洗试验，具体为：

(1)渗滤液淋滤试验

1)流场调试

在试验箱体内填入含水层模拟介质，其中的含水层模拟介质由下至上依次为：底部衬层、模拟含水层介质，其中所述含水层模拟介质中的底部衬层采用粒径2～3cm砾石装填而成，所述模拟含水层介质为40目粒径的石英砂，模型中含水层的水动力条件主要由进水口和出水管水头差及阀门开闭程度来控制，含水层主体需要选用导水性较好的介质，因此，本次试验采用40目粒径的石英砂；

进行地下水流场水平渗流的调试，模拟水力梯度为0.02条件下的地下水渗流场情况，且保证水头自由高度接近但低于石英砂模拟的含水层介质顶面。

2)包气带模拟介质测试及装填

分别填入10cm、20cm及30cm厚包气带介质，所述包气带介质为某研究区采集的原岩土样，更为符合对研究区实际情况；并对包气带介质进行抽样，进行孔隙度、粒径、级配筛分及骨架密度等基本参数进行测定，测定参数如表1所示。

表1 试验工况设计及基本参数

3)垃圾渗滤液污染源测定

测定渗滤液各污染因子浓度，测定因子包括：有机物综合指标COD；无机物Cl^-，NO₃^-，NH₃^-N，SO₄^2-；及重金属离子Pb，Cr⁶⁺，及Zn，测定浓度见表2。

流场调试及渗滤液污染因子浓度测定完毕后，使用6台蠕动泵抽取渗滤液淋滤于包气带顶面；同时记录出水水质及时间，待指示剂保守离子Cl^-在出水水质中达到稳定后，则视为包气带对污染物截留达到饱和。

表2 淋滤用渗滤液水质监测

检测方法备注：NH₄⁺检测方法为纳氏试剂分光光度法；COD采用GZ-WXJ-Ⅲ微波闭式消解仪+滴定法进行测定；Cl^-、NO₃^-、SO₄^2-采用UV2600分光光度计测定，Pb、Cr⁶⁺及Zn采用Z-5000火焰原子吸收仪测定，pH采用PHS-3C>

(2)蒸馏水反淋洗试验

蒸馏水反淋洗试验实际为的逆向试验。前述试验平衡后停止渗滤液淋滤，保持试验主箱体进水端与出水端持续稳定渗流，检测出水水质，待出水水质基本稳定后，将淋滤动力装置的溶剂更换为蒸馏水进行持续淋洗；同时记录排水水质变化情况及时间，待单位截留量最大的COD在出水水质中达到稳定后，则视为模型反淋洗达到平衡。

在垃圾渗滤液中Cl^-属于保守型离子，使其浓度发生变化的唯一机制为稀释作用^[50]。因此，本次试验将Cl^-作为模型平衡及后续相关计算公式推导的指示剂。

由水力条件分析，物理模型系统中补给源包括渗流补给系统供水，即模拟含水层侧向补给；淋滤系统供给的淋滤液，即模拟含水层垂向补给。而排泄方式仅为出水系统排水。因此可假设当出水中Cl^-的浓度接近于淋滤渗滤液中Cl^-总质量与出水总体积的比值时，系统达到平衡。根据各水量统计，三组试验的出水量与渗滤淋滤液淋滤量比值分别为5.25～7.11。因此根据渗滤液中Cl^-浓度，估算3组试验的理论平衡浓度分别为：2266.77、2094.19及2183.56mg/L，由于孔隙介质的非均质性、进水、出水系统不能完全的均匀布水等因素，Cl^-实际检测值分别为2238.24、2027.48及2142.89mg/L，两者间仅存在1％～3％差异(表3，可视为模拟系统平衡。

表3 模拟系统平衡指标统计

根据试验数据统计，试验初期系统出水水质并无变化，一定时间间隔后，出水浓度持续升高，最后出水水质达到稳定，浓度不再升高。现从包气带渗流、溶质平衡以及各类污染物截留特征及机理三个方面对试验过程进行分析：

(1)模拟系统包气带渗流平衡分析

根据图4-6所示的模拟系统出水污染物浓度的时间迹线，由包气带水力学的角度将包气带淋滤试验可分为2个阶段：

第一阶段为包气带下渗通道的形成。包气带与饱和带的区别在于，包气带孔隙介质为三相共存状态，即假设包气带中的气压等于大气压时，包气带的含水孔隙则呈现负压状态。此时的负压与水-固两相附着力及孔隙水本身的粘聚力有关，是介质含水率及粘滞系数的函数。当渗滤液持续淋滤，包气带中的含水率不断增大时负压减小，包气带介质中的优势孔隙通道会首先达到饱和并表现出相近于饱和带的水力特征，沟通淋滤渗滤液与地下水含水层之间的通道。根据试验数据统计，每组试验都存在包气带的穿透时间，即渗滤液进入含水层的初始时间，它显然与包气带厚度呈正相关，但由于包气带介质与试验模具侧壁之间可能存在连通较好的优势通道，此次不适宜对包气带厚度与穿透时间两者关系进行定量分析。

第二阶段为包气带通道扩张及截留饱和阶段。淋滤的持续进行，包气带介质的含水率持续增加，逐步形成更多的下渗通道，当含水率增加到一定程度，下渗通道维持的下渗量与淋滤量相等时，包气带含水率不再增加，包气带达到渗流平衡。包气带含水率增加下渗量增大的过程，也可视为包气带渗透性随含水率增加的过程。

(2)模拟系统的溶质平衡分析

包气带对污染物的截留随渗流变化表现不同特征，淋滤初期渗滤液渗入包气带，由于介质及水力条件发生的改变，大分子有机物、悬浮物被机械阻隔或被吸附。但介质的吸附作用与介质本身属性，如介质粒径、比表面积等有关，介质中存在饱和吸附容量。吸附的同时是伴随化学、生物作用，当吸附容量达到饱和后，包气带对污染物质的截留衰减则主要依靠化学及生物的转化分解作用。当淋滤渗滤液所产生的污染源强远远大于包气带中的衰减负荷时，出水水质将主要与模拟系统的侧向补给稀释有关，此时视为包气带的溶质平衡。

(3)各类污染物截留特征及机理分析

通过渗流场及溶质平衡分析，渗滤液淋滤试验中根据物质守恒定律，可将渗滤液下渗后的污染物分为3个部分，分别包含于系统出水，含水层静态储量及包气带截留之中，如式1。

V_渗C_渗＝V_出C_平+V_含C_平+M>

式中：V_渗—渗滤液淋滤量(L)；C_渗—渗滤液污染因子浓度(mg/L)；V_出—模拟系统总出水量(L)；C_平—平衡时污染因子浓度(mg/L)；V_含—平衡状态时含水层中静态储量(L)；M—包气带截留量(mg)。

根据3组试验数据统计分析，在监测因子中包气带对NH₃^-N、COD、Cl^-的截留作用明显；而NO₃^-及SO₄^2-的总量是增加的；而对Pb、Cr⁶⁺、Zn等重金属截留规律则不明显(如表4-6)。

表4 10cm厚包气带对渗滤液污染物截留量统计

表5 20cm厚包气带对渗滤液污染物截留量统计

表6 30cm厚包气带对渗滤液污染物截留量统计

1)COD及无机污染物的截留特征分析

根据数据统计，COD截留总量达到66066.14～348449.06mg，单位截留量983.13～1728.42mg/kg；NH₃^-N在10～30cm包气带中截留总量达到5858.86～18673.54mg，单位截留量87.19～115.88mg/kg；Cl^-截留总量16420.68～92821.31mg，单位截留量244.36～460.42mg/kg。而与之截然相反的是，NO₃^-及SO₄^2-的总量是升高的，在3组试验中，NO₃^-上升总量达到23945.73～79713.67mg，SO₄^2-上升总量达到10269.39～31760.47mg。

渗滤液的淋滤过程是由蠕动泵抽取后并经多孔配水管喷淋至包气带顶端，渗滤液喷淋过程与空气有充分的接触；同时本次的试验设置包气带厚度为10～30cm，包气带的孔隙中含O₂丰沛，属于好氧环境。因此，淋滤过程渗滤液应发生以消耗O₂为主的氧化还原反应及好氧微生物对有机质的消耗。主要生物、化学反应为：

CH₂O+O₂—CO₂+H₂O

2NO₂^-+2O₂—2NO₃^-

NH₄⁺+2O₂—NO₃^-+2H⁺+H₂O

S^2-+2O₂—2SO₄^2-

根据文献资料，上述的生物、化学反应的自由能-825～-46KJ/mol，均属自发反应，成为NH₃^-N、COD含量的减少，NO₃^-及SO₄^2-含量增加的重要控制因素。

2)重金属污染物截留特征分析

重金属离子的截留机理主要为离子的交换及沉淀物质的产生，由于本次试验使用的渗滤液本身重金属含量较低，试验过程中并未显示出其截留规律。

3)Cl^-的参照特征分析

在截留污染因子中值得注意的是，保守离子Cl^-也呈现出可观的截留量，3组试验中截留总量达到16420.68～92821.31mg，换算为单位截留量244.36～460.42mg/kg。Cl^-属于保守型离子，稀释作用是使其浓度发生变化的唯一机制。根据包气带渗流平衡分析，淋滤试验过程中Cl^-的截留可视为淋滤试验初期，淋滤液增加包气带含水率构建下渗通道时的“损失”。鉴于此，淋滤液这部分的“损失”物质中不仅仅包括Cl^-，也应该包括COD、NH₃^-N。因此，上述仅用物质守恒估算的COD、NH₃^-N截留量并非完全由吸附、生物及化学转化等作用而产生，另有部分为淋滤液增加包气带含水率构建下渗通道时的损失量，且此部分污染物质仍具有较好的迁移性。

液体在介质中的流动犹如电流在导体中的传导，都倾向于阻力较小的通道。基于此特性，在渗滤液淋滤试验达到平衡后，更换淋滤溶剂为蒸馏水后，假设流体仍会以淋滤试验所形成的导水通道下渗，而将构建下渗通道的渗滤液逐步被置换成蒸馏水，且整个过程中吸附饱和量恒定，同时仍然伴随着生物、化学作用对污染溶质的转化。

根据蒸馏水反淋洗试验数据统计，填充于包气带的非饱和介质孔隙中未发生物理、化学及生物等相关反应的污染物质仍具有良好的迁移性，在更换淋滤溶剂后，该部分污染物质又会迁移释放进入地下水系统，将该部分物质定义为包气带的“动态截留量”，是污染场地包气带对地下水环境“二次污染”的主要来源。通过包气带的吸附固定及生物、化学作用将污染物质转化或分解不再释放于含水层中的部分，则可定义为“稳定截留量”，该部分是包气带截污性能的主要体现。根据反淋洗试验浓度迹线(图7-9)，反淋洗试验过程中监测因子NH₃^-N、COD及Cl^-在出水中，浓度逐步上升，至峰值后浓度逐步衰减，基本呈单波峰曲线。

根据淋滤-反淋洗试验过程及数据分析，将包气带淋滤试验中所获得的总截留量(M)分为3个部分，①增加包气带含水率构建下渗通道而产生的“损失”(M₁)；②稳定吸附容量(M₂)，假设在蒸馏水反淋洗过程中是恒定量；③通过化学、生物作用转化或分解的部分(M₃)，如式2：

M＝M₁+M₂+M₃>

(1)“动态”及“稳定”截留容量的估算思路

根据反淋洗试验，保守离子Cl^-在反淋洗试验中释放量达到淋滤试验截留量的0.97～0.98，基本说明Cl^-在整个试验过程中并未发生转化及衰减，即Cl^-的总截留量基本为“动态截留量”。而根据COD、NH₃^-N的截留量及反淋洗释放量的数据统计表明，释放量与总截留量之间存在明显的差值，即在渗滤液淋滤试验中截留于包气带中的COD、NH₃^-N并未完全释放，总截留量包括动态与稳定截留两部分。根据相关研究及包气带介质性质，稳定截留部分包括包气带介质对COD、NH₃^-N的吸附量；同时在O₂充裕的介质环境中，COD稳定截留量仍包括生物、化学的转化量，NH₄⁺稳定截留量中仍包括硝化反应的消耗。

每组模型试验中，包气带介质体积、质量及孔隙度等物理属性确定的条件下，同时假设在试验过程包气带介质对COD、NH₃^-N的吸附饱和量恒定，即在使用蒸馏水反淋洗过程中也未发生变化。因此，溶质在反淋洗过程中的生物化学转化量在数值上与淋滤试验终结至反淋洗试验终结时段内动态截留的差值相等，可表示为式3：

△M₃＝M_1-t1-M_1-t2>

式中：t₁—渗滤液淋滤试验结束时间；t₂—蒸馏水淋洗试验结束时间；△M₃—t₂至t₁时间间隔内的溶质转化量(mg)；M_1-t1、M_1-t2—分别为t₁、t₂时刻动态截留量(mg)。

式3中M_1-t2可由反淋洗试验中获得数据。而t₁时刻使包气带含水率增加的溶剂为淋滤渗滤液，此时Cl^-、COD及NH₃^-N的动态截留量与淋滤渗滤液浓度呈正比，M_1-t1则可通过以Cl^-为指示剂进行计算(式4)。

根据反淋洗试验的耗时，估算△M₃的单位时间转化率V_c：

式中：C_Cl、C_COD、C_NH3-N—试验淋滤用渗滤液各因子浓度(mg/L)；M_1-t1-Cl、M_1-t1-COD、M_1-t1-NH3-N—t₁时刻各因子的动态截留量(mg/L)；V_c—转化速率。

因淋滤-反淋洗试验环境相似，仅改变淋滤溶剂，则可根据V_c估算稳定吸附量，如式6：

M₂＝M-M_1-t1-V_c·t₁>

值得注意的是，此时假设两段试验的转化速率相当，是由于试验环境相似，且本次研究反淋洗试验是淋滤试验段的逆向试验，而若将此反应速率进行普遍性的应用仍有待商榷，且需进行更为深入的试验研究。

(2)计算结果分析

根据统计结果(表7)，NH₃^-N的转化率为0.0010～0.0067mg/kg·h，表明试验过程中NH₃^-N的硝化反应转化率较低；NO₂^-、NH₃^-N自发反应转化为NO₃^-的自由能分别为-149、-64KJ/mol，自发反应的趋势亦说明在渗滤液淋滤试验中NO₃^-的增加优先贡献值基本来源于NO₂^-的氧化。因此，本次试验中NH₃^-N在包气带中的稳定截留主要机理为吸附作用，吸附强度为28.93～39.08mg/kg。

表7 稳定转化量计算成果

COD的生物化学转化率为6.872～8.2084mg/kg·h，单位吸附强度为100.17～199.06mg/kg。COD在包气带的截留及衰减是介质的吸附及生物、化学转化的共同作用。

实施例2

如图3所示，在实施例1所述的一种污染物在包气带中的截留释放试验三维模拟系统的基础上进一步优化，所述配水盖11内部中空，所述配水管111延伸至配水盖11内部空腔，配水盖11的底部设有连通配水盖11内部空腔的配水孔112，本实施例配水均匀，结构简单易于实现。

如上所述即为本发明的实施例。本发明不局限于上述实施方式，任何人应该得知在本发明的启示下做出的结构变化，凡是与本发明具有相同或相近的技术方案，均落入本发明的保护范围之内。