童山琳，崔晨風(fēng)，朱文娟

(西北農(nóng)林科技大學(xué)水利與建筑工程學(xué)院，陜西 楊凌 712100)

氨氮污染物的擴(kuò)散與排放對(duì)水環(huán)境的影響日益加劇，氨氮污染物問(wèn)題已經(jīng)引起人們的普遍關(guān)注。目前，國(guó)內(nèi)外已有一些含氮污染物空間分布和關(guān)鍵源區(qū)識(shí)別方面的研究。國(guó)外對(duì)氨氮污染物的排放規(guī)律及負(fù)荷進(jìn)行了大量的監(jiān)測(cè)、模型模擬及控制研究[1-4]。Wei等[5]根據(jù)10年的平均氮素流失強(qiáng)度，對(duì)各個(gè)子流域的氮產(chǎn)出進(jìn)行分級(jí)排序，將最高等級(jí)氮素流失的子流域定義為關(guān)鍵源區(qū)；Wu等[6]分別對(duì)非點(diǎn)源營(yíng)養(yǎng)鹽負(fù)荷的空間分布特征以及不同土地利用類型下的多年平均營(yíng)養(yǎng)鹽產(chǎn)出進(jìn)行模擬，識(shí)別非點(diǎn)源含氮污染關(guān)鍵源區(qū)；國(guó)內(nèi)學(xué)者也在江西低丘紅壤區(qū)流域、蘆溪流域、滇池流域及三峽庫(kù)區(qū)流域等地區(qū)開(kāi)展了氨氮污染物的研究[7,8]，討論不同水域含氮物質(zhì)對(duì)于環(huán)境的影響，關(guān)注氨氮污染物負(fù)荷與徑流量之間的相關(guān)關(guān)系。如鄧歐平等[9]基于多年平均和月平均數(shù)據(jù)，對(duì)長(zhǎng)樂(lè)江流域含氮污染物的關(guān)鍵時(shí)期和關(guān)鍵源區(qū)進(jìn)行識(shí)別，發(fā)現(xiàn)土壤氮庫(kù)、大氣沉降與氮肥施用是需要重點(diǎn)關(guān)注的氮源。李兆富等[10]基于年內(nèi)不同月份的監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，對(duì)不同土地使用方式下的氮素輸出進(jìn)行研究，結(jié)果發(fā)現(xiàn)與人類活動(dòng)有關(guān)的耕地與流域氮素流失的空間分布密切相關(guān)。在以往的實(shí)驗(yàn)里大多是從非自然因子出發(fā)，研究其與含氮污染物之間的線性關(guān)系，對(duì)于自然因子，如溫度對(duì)氨氮污染物影響的研究較少。

近年來(lái)由于太湖積累了大量氨氮污染物質(zhì)，導(dǎo)致湖水富營(yíng)養(yǎng)化爆發(fā)，湖面漂浮大量藍(lán)藻，而藍(lán)藻腐爛導(dǎo)致太湖水缺氧性惡臭，造成水污染，影響居民正常用水。因此本實(shí)驗(yàn)選取環(huán)境受含氮污染物嚴(yán)重影響的太湖流域?yàn)檠芯繀^(qū)域，進(jìn)行了一系列關(guān)于溫度因子對(duì)于氨氮污染物的線性關(guān)系研究。并且基于所收集到的2008年1月至2012年12月的流域總氮污染負(fù)荷，以及溫度變化記錄，重點(diǎn)分析2010-2011年農(nóng)業(yè)氨氮污染物變化，并以2012的監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)對(duì)實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行檢驗(yàn)，預(yù)測(cè)2014年太湖含氮污染物與溫度的時(shí)空變化關(guān)系，以期為太湖流域農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)結(jié)構(gòu)調(diào)整提供參考。

1 研究區(qū)概況

太湖為我國(guó)第三大淡水湖，湖泊面積2 338 km2，流域面積36 985 km2。有大小島嶼48個(gè)，山峰72座。太湖流域沿長(zhǎng)江、錢塘江形成三角洲平原，以太湖為中心地勢(shì)低洼，排水不暢。河網(wǎng)密布形成大面積平原和河網(wǎng)平原，西部山丘前緣則形成地勢(shì)較高的高亢平原與山前平原[11]。太湖流域?qū)賮啛釒Ъ撅L(fēng)氣候區(qū)，氣候濕潤(rùn)，四季分明，年平均氣溫15～17 ℃。

近些年，由于太湖流域內(nèi)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)實(shí)踐活動(dòng)增多，加劇了太湖農(nóng)業(yè)污染程度，從而產(chǎn)生了日益嚴(yán)重的水資源污染等問(wèn)題。從1981-1991年，太湖水域水層的總氮含量增加了將近2～3倍，藻類生物量增加了38倍。2000年以來(lái)，由于氨氮污染物的大量積累，太湖每年的3-12月期間都會(huì)爆發(fā)藍(lán)藻水華，給當(dāng)?shù)鼐用裆钌a(chǎn)實(shí)踐造成極大的阻礙。

2 實(shí) 驗(yàn)

2.1 樣本采集點(diǎn)

本論文的研究范圍是太湖流域內(nèi)江蘇無(wú)錫沙渚水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站、江蘇宜興蘭山嘴水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站、江蘇蘇州西山水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站、浙江湖州新塘港水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站、上海青浦急水港水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站、浙江嘉興王江涇水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站、浙江嘉興斜路港水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站等7大水質(zhì)重點(diǎn)監(jiān)測(cè)站。

為了研究太湖流域不同站點(diǎn)之間污染物的排放有無(wú)聯(lián)系性，將2011年太湖流域各周平均濃度做了如表1相關(guān)性分析。

從表1實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)可得出，除站6和站7之外，各站點(diǎn)間的NH3-N周均濃度相關(guān)性呈現(xiàn)不相關(guān)或者低度線性相關(guān)。綜合前文地理位置分析，站點(diǎn)6和站點(diǎn)7之間的氨氮指標(biāo)來(lái)源大致相同，所以兩者氨氮污染物的線性相關(guān)度大、時(shí)空變異特征相似度高。

2.2 樣本采集和選用試劑

依據(jù)太湖流域水文水質(zhì)特點(diǎn)，根據(jù)已經(jīng)設(shè)置的7個(gè)采樣監(jiān)測(cè)斷面。監(jiān)測(cè)時(shí)間從2008年1月至2012年12月，每周采集水樣監(jiān)測(cè)一次。監(jiān)測(cè)指標(biāo)包括溫度(T)、氨氮(NH3-N)等實(shí)驗(yàn)

表1 太湖流域不同站點(diǎn)間NH3-N周平均濃度相關(guān)性分析Tab.1 NH3-N between sites related to the weekly average concentration of the Taihu Lake Analysis

所需指標(biāo)。水樣采集完畢后選擇0.45 μm的微孔過(guò)濾膜進(jìn)行過(guò)濾，同時(shí)加上濃度為1 mol/L的濃硫酸進(jìn)行酸化保存，并送至實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行銨態(tài)氮的分析測(cè)定。

將測(cè)定數(shù)據(jù)預(yù)處理后進(jìn)行分析，目前實(shí)驗(yàn)中主要的分析方法有相關(guān)性分析法、聚類分析法和因子分析法。這些分析方法廣泛應(yīng)用于分析污染物來(lái)源、評(píng)價(jià)污染等級(jí)[12]劃分中。

2.3 數(shù)學(xué)模型

本文利用灰色關(guān)聯(lián)分析法，結(jié)合WASP(water quality Analysis Simulation Program)模型富營(yíng)養(yǎng)化原理[13]建立一個(gè)高效穩(wěn)定的正交曲線平面二維水環(huán)境模型WESC2D(Two-Dimensional Water Environment Simulation Code)，在分析模型數(shù)值特性基礎(chǔ)上，模擬和分析太湖流域溫度與氨氮污染物的時(shí)空變異關(guān)系。構(gòu)建該模型分三步，先是對(duì)物質(zhì)進(jìn)行采集，合理分類；再計(jì)算樣本中氨氮污染物的含量；最后用灰色關(guān)聯(lián)度分析法，將采集樣本數(shù)據(jù)進(jìn)行整理、運(yùn)算。

2.3.1湖水氨氮含量計(jì)算公式

本研究根據(jù)已有國(guó)內(nèi)外的研究[14]，依據(jù)徑流量與氨氮排放負(fù)荷之間存在著非線性關(guān)系。以此為基礎(chǔ)，將河水徑流量用湖水流量替代，從而對(duì)湖水流量與氨氮污染物進(jìn)行了回歸分析。對(duì)太湖湖水同步流量和濃度監(jiān)測(cè)值進(jìn)行計(jì)算，計(jì)算公式見(jiàn)式(1)和(2)。

(1)

(2)

式中：xm是第m種污染物的排放負(fù)荷，g；ct為t時(shí)間水域徑流量中污染物的濃度，mg/L；hm為t時(shí)的流量，m3/s；cm是第m種污染物在樣本i監(jiān)測(cè)時(shí)的濃度，mg/L；hi是樣本i在監(jiān)測(cè)時(shí)的流量，m3/s；Δt是樣本i和i+1的時(shí)間間隔，s；y為在t時(shí)間內(nèi)氨氮污染物總量；qt(t)為單位時(shí)間內(nèi)氨氮污染物監(jiān)測(cè)量；n表示監(jiān)測(cè)樣本數(shù)。

2.3.2控制方程

無(wú)論是水動(dòng)力模型還是水質(zhì)模型，其數(shù)值模擬的精度和效率至關(guān)重要，其中非線性對(duì)流項(xiàng)的離散格式是求解的關(guān)鍵問(wèn)題?；趯?duì)流項(xiàng)的雙曲特性，從特征分析角度提出了特征線方法、修正特征線方法、特征伽遼金法、拉格朗日伽遼金方法、算子分裂法和歐拉-拉格朗日方法[15-19]等。歐拉-拉格朗日方法結(jié)合了Eulerian方法固定網(wǎng)格和Lagrangian方法計(jì)算效率高的優(yōu)點(diǎn)，不受Eulerian方法固有的Courant數(shù)穩(wěn)定限制，在水動(dòng)力模型[20,21]和物質(zhì)輸運(yùn)模型領(lǐng)域[22,23]獲得了越來(lái)越多的應(yīng)用。而Streeter-Phelps模型因其受制因子少被廣泛應(yīng)用于水質(zhì)的監(jiān)測(cè)中。

本文針對(duì)Streeter-Phelps模型關(guān)于水質(zhì)對(duì)氨氮污染物的運(yùn)輸方程式做出一些改進(jìn)，將簡(jiǎn)化后的物質(zhì)運(yùn)輸方程式用于本實(shí)驗(yàn)的WESC2D模型，從而提高數(shù)值模擬的精度和效率。WESC2D模型的物質(zhì)運(yùn)輸方程為：

(5)

式中：x,y為正交曲線坐標(biāo)；h1、h2為拉梅系數(shù)；U、V分別為x,y的曲線坐標(biāo)方向湖水平均流速分量，m/s；H為總水深，m；g為重力加速度，m/s2；C為Chezy系數(shù)；ck為水質(zhì)組分濃度，mg/L；下標(biāo)k代表不同水質(zhì)氨氮污染物成分；Dx、Dy分別是x，y方向氨氮污染物擴(kuò)散系數(shù)；k1、kt為沿水深平均的擴(kuò)散系數(shù)在縱向和橫向上的分量；SLk為點(diǎn)源和非點(diǎn)源物質(zhì)Ck的負(fù)荷率，mg/(L·s)，正為源，負(fù)為漏；SKk為水質(zhì)氨氮污染物成分Ck的生化反應(yīng)動(dòng)力轉(zhuǎn)化項(xiàng)，mg/(L·s)。

模型中有6個(gè)模擬復(fù)雜度公式，本文重點(diǎn)研究關(guān)于氮的不同復(fù)雜度時(shí)空變化過(guò)程。采用復(fù)雜度為2改進(jìn)的Streeter-Phelps公式，相對(duì)于原Streeter-Phelps模型主要改進(jìn)是將生化需氧量分成了碳化過(guò)程需氧量和氮化過(guò)程需氧量，本文就湖水氮化過(guò)程進(jìn)行了著重分析，碳化過(guò)程僅作為實(shí)驗(yàn)參考，反應(yīng)過(guò)程如圖1所示，其方程式如下：

圖1 改進(jìn)的Streeter-Phelps模型反應(yīng)過(guò)程

(6)

(7)

式中：c1為氮化過(guò)程需氮量(NBON)，以總凱氏氮(TKN)表示，mg/L。因此，若有直接測(cè)量的NBOD數(shù)據(jù)，在模型使用之前應(yīng)該除以4.5。同樣，預(yù)測(cè)模型的c1應(yīng)該乘以4.5，本文直接以NH3-N表示；c5為碳生化需氧量，mg/L;kd為20 ℃是CBOD脫氧速度，1/s；θd為kd的溫度系數(shù)；fD5為CBOD的溶解比例；kn為20 ℃氮脫氧速度，1/s；θn為kn的溫度系數(shù);fD1為NBOD溶解比例；vS3為有機(jī)質(zhì)沉速，m/s。

2.3.3數(shù)據(jù)樣本關(guān)聯(lián)度分析

灰色關(guān)聯(lián)分析法[24]是采用關(guān)聯(lián)度來(lái)量化研究系統(tǒng)內(nèi)各因素的相互關(guān)系、相互影響及相互作用的一種方法。若兩個(gè)主體各個(gè)子參數(shù)序列構(gòu)成的空間幾何曲線越接近，則關(guān)聯(lián)度越大。進(jìn)行水質(zhì)評(píng)價(jià)時(shí)，選擇氨氮污染物的實(shí)測(cè)值為待比序列，地表水氨氮污染質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)作為參照序列，求出多個(gè)關(guān)聯(lián)度，與待比序列關(guān)聯(lián)度最大的參照序列所對(duì)應(yīng)的級(jí)別，即為氨氮污染所屬等級(jí)。采用灰色關(guān)聯(lián)分析法進(jìn)行評(píng)價(jià)的具體步驟如下。

Mi={mi(1),mi(2),mi(3)}, (i=1，2，3,…)

(8)

Nj={nj(1),nj(2),nj(3)}(j=1，2，3,…)

(9)

式中：Mi表示參照序列；mi(k)表示第i個(gè)水樣中第k項(xiàng)待評(píng)因子的參照值；Nj表示待比序列；nj(k)表示第j個(gè)水樣中第k項(xiàng)待評(píng)因子的實(shí)測(cè)值。

在以前用灰色關(guān)聯(lián)技術(shù)法進(jìn)行的實(shí)驗(yàn)中，常見(jiàn)灰色評(píng)價(jià)方法采用大多鄧聚龍等人提出的關(guān)聯(lián)數(shù)計(jì)算方法。但是在2009年，lp等[25]人指出，鄧聚龍的灰色關(guān)聯(lián)系數(shù)在進(jìn)行有關(guān)含氮污染物質(zhì)量評(píng)價(jià)算法復(fù)雜，精度誤差大，往往致使結(jié)果不客觀，因此本實(shí)驗(yàn)采用改進(jìn)的灰色關(guān)聯(lián)度法，提出采用正弦函數(shù)來(lái)計(jì)算灰色關(guān)聯(lián)度系數(shù)，具有很高的精度，可滿足氨氮污染物評(píng)價(jià)要求。具體計(jì)算公式如下：

S(x)=

(10)

(11)

式中：S(x)表示第x項(xiàng)待評(píng)因子與對(duì)應(yīng)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)因子n(x)的關(guān)聯(lián)系數(shù)；rij表示第i個(gè)水樣和第j級(jí)氨氮污染物標(biāo)準(zhǔn)系數(shù)的關(guān)聯(lián)系數(shù)。

3 檢 驗(yàn)

為了檢驗(yàn)所得的太湖流域氨氮污染物與溫度的數(shù)學(xué)模型，本論文采用基本的正態(tài)分布、均勻分布、泊松分布和指數(shù)分布等統(tǒng)計(jì)分布模型分別擬合2008-2011年各站點(diǎn)周濃度數(shù)據(jù)，以2012年的數(shù)據(jù)進(jìn)行檢驗(yàn)，并用兩種擬合優(yōu)度檢驗(yàn)方法-KS 檢驗(yàn)、Binomial檢驗(yàn)來(lái)擬合的(由于卡方檢驗(yàn)常用于分類數(shù)據(jù)，當(dāng)頻數(shù)不太大時(shí)，卡方檢驗(yàn)需要合并鄰近類別才能計(jì)算，而KS檢驗(yàn)不需要如此，能夠保留更多的數(shù)據(jù)，故在初選時(shí)不選擇卡方檢驗(yàn))。

如表2所示，本章主要論述太湖流域江蘇無(wú)錫沙渚水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站的各指標(biāo)濃度的擬合度檢驗(yàn)結(jié)果，另外6個(gè)站點(diǎn)(江蘇宜興蘭山嘴水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站、江蘇蘇州西山水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站、浙江湖州新塘港水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站、上海青浦急水港水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站、浙江嘉興王江涇水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站、浙江嘉興斜路港水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站)在此僅作總結(jié)分析，不再贅述。

根據(jù)擬合優(yōu)度檢驗(yàn)結(jié)果分析表2中的數(shù)據(jù)可得NH3-N濃度的最佳統(tǒng)計(jì)分布模型為正態(tài)分布，擬合結(jié)果如圖2所示。

從圖2可以看出NH3-N濃度值分布主要集中在0.175～0.275 mg/L，也是出現(xiàn)頻率最高的一段，雖然總體數(shù)值波動(dòng)比較小，濃度數(shù)值相對(duì)前兩組也比較小，但該正態(tài)擬合效果優(yōu)良。

表2 2012年江蘇無(wú)錫沙渚水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站NH3-N濃度擬合優(yōu)度檢驗(yàn)結(jié)果Tab.2 In Wuxi, Jiangsu Sha Zhu automatic water quality monitoring stations NH3-N concentration goodness of fit test results in 2012

圖2 2012年江蘇無(wú)錫沙渚水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站NH3-N濃度的最佳分布

再用的是最大似然法(MLE)計(jì)算氨氮污染物濃度在最佳分布下的統(tǒng)計(jì)參數(shù)，已經(jīng)確定了太湖流域各水質(zhì)評(píng)價(jià)參數(shù)的濃度最佳分布模型均為正態(tài)分布。這些分布的參數(shù)都是在置信水平為95%，即顯著性水平為5%的條件下計(jì)算出來(lái)的。這表明參數(shù)值超過(guò)給定值的概率僅有5%。表3分別列出了用最大似然法計(jì)算的太湖流域各水質(zhì)中氨氮污染物評(píng)價(jià)參數(shù)的濃度最佳分布模型的參數(shù)估計(jì)值。

表3 太湖流域2012年各站點(diǎn)NH3-N周濃度在正態(tài)分布下的參數(shù)估計(jì)Tab.3 The site of the Taihu Basin NH3-N weekly concentration under the the normal distribution parameter estimation in 2012

從表3可以看出，NH3-N濃度平均值總體偏小，標(biāo)準(zhǔn)差也小，漸近顯著性值都不小于0.05，即在正態(tài)分布下，NH3-N周濃度數(shù)據(jù)都能通過(guò)在顯著性水平取值為0.05的條件下的顯著性檢驗(yàn)。由此可知WESC2D模型所分析出來(lái)的結(jié)果誤差較小，實(shí)驗(yàn)精度較高。

4 結(jié)果與討論

溫度對(duì)水質(zhì)氨氮污染物的影響主要表現(xiàn)在季節(jié)變化上，夏季溫度偏高，冬季溫度偏低，春秋為過(guò)渡。研究從7個(gè)站點(diǎn)中選出江蘇無(wú)錫沙渚水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站近3年數(shù)據(jù)變化圖。

從圖3可以看出，氨氮濃度有較為明顯的季節(jié)變化趨勢(shì)，在冬季期間氨氮濃度較高，而夏季濃度相對(duì)較低。產(chǎn)生這一差異的主要原因是溫度，因?yàn)樗w中氨氮的溶解度大致隨溫度升高而降低，夏季溫度居高不下使得水中氨氮的溶解度不斷降低。但氨氮指標(biāo)濃度在這一階段都出現(xiàn)小峰值(一個(gè)或者兩個(gè))，這一因素影響了整體相關(guān)性分析。出現(xiàn)這種現(xiàn)象的原因是節(jié)假日人們對(duì)氮、磷污染物排放量增大造成，具體過(guò)程有待于進(jìn)一步分析研究。

圖3 太湖江蘇無(wú)錫沙渚水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站各指標(biāo)濃度3年隨時(shí)間變化趨勢(shì)比較

實(shí)驗(yàn)從改進(jìn)的灰色關(guān)聯(lián)度法所建立的模型中，選取東經(jīng)度最小的江蘇宜興蘭山嘴水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站和緯度最高的江蘇無(wú)錫沙渚水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站，進(jìn)行列表分析。(注：監(jiān)測(cè)站所提供的氨氮污染物單位為：mg/L；溫度為：k;在最后為了消除量綱的影響，實(shí)驗(yàn)對(duì)兩種數(shù)據(jù)進(jìn)行了歸一化處理)

從表4～表6中數(shù)據(jù)可知，氨氮污染物與溫度的相關(guān)性在冬、春季節(jié)明顯；在夏、秋季節(jié)不明顯。并且氨氮污染物濃度與溫度的時(shí)空變異特征在春季3-4月份關(guān)聯(lián)性最強(qiáng)，但從溫度上來(lái)說(shuō)這兩個(gè)月份的溫度低于1-2月份的平均溫度，于是可以判定氨氮污染物濃度變化與溫度的變化存在一定的滯后性。再根據(jù)周平均濃度和溫度的變化，具體的滯后時(shí)間大致為40 d。將此時(shí)間規(guī)律用于夏季7-8月份進(jìn)行檢測(cè)，數(shù)值變化規(guī)律符合判斷。

表4 江蘇無(wú)錫沙渚水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站Tab.4 Jiangsu wuxi sand in zhu water quality automatic monitoring station

表5 江蘇宜興蘭山嘴水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站Tab.5 Jiangsu yixing country-specific ones mouth water quality automatic monitoring station

表6 2011年7個(gè)站點(diǎn)氮污染與溫度的時(shí)空變異數(shù)據(jù)Tab.6 The dates of temporal and spatial variations of temperature and nitrogenous pollutants from 7 monitoring stations in 2011

注：1號(hào)站為江蘇無(wú)錫沙渚水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站；2號(hào)站為江蘇宜興蘭山嘴水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站; 3號(hào)站為江蘇蘇州西山水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站；4號(hào)站為浙江湖州新塘港水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站；5號(hào)站為上海青浦急水港水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站；6號(hào)站為浙江嘉興王江涇水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站；7號(hào)站為浙江嘉興斜路港水質(zhì)自動(dòng)監(jiān)測(cè)站。

從緯度上分析，1號(hào)站的緯度最高，而且各個(gè)季節(jié)氨氮污染物濃度都要低于其他站點(diǎn)。尤其是在年平均濃度上，1號(hào)站氨氮污染物濃度與溫度的時(shí)刻變異率其站點(diǎn)差距明顯。再根據(jù)年溫度隨緯度增高而降低，由此判斷，氨氮污染物濃度會(huì)隨著緯度增高而降低。

從經(jīng)度上分析，2號(hào)站的經(jīng)度最低，也就是最遠(yuǎn)離海洋，所以相比于其他站點(diǎn)受海洋季風(fēng)的影響較小。在年平均濃度上看，2號(hào)站的氨氮污染物濃度最高，但與其他站點(diǎn)差距不大。根據(jù)已知，陸地溫度高于海洋溫度，由此可以得出結(jié)論，氨氮污染物濃度越靠近海洋，濃度越低。

5 預(yù)測(cè)實(shí)驗(yàn)

結(jié)合實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行預(yù)測(cè)，認(rèn)為2014年的春秋季節(jié)7個(gè)站點(diǎn)含氮污染物濃度變化率較大，夏冬季節(jié)含氮污染物濃度變化率較小。從經(jīng)緯度上進(jìn)行推理，認(rèn)為2014年2號(hào)站、5號(hào)站、6號(hào)站和7號(hào)站的含氮污染物濃度變化率大，并且該四個(gè)站點(diǎn)在各個(gè)時(shí)間段的含氮污染物濃度也應(yīng)高于其他站點(diǎn)。

收集2014年太湖7個(gè)實(shí)驗(yàn)站點(diǎn)含氮污染物數(shù)值變化，并進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)(見(jiàn)圖4)。發(fā)現(xiàn)6號(hào)站和7號(hào)站的氨氮月均濃度變化率較大，1號(hào)站、3號(hào)站、4號(hào)站的濃度變化率較低，并發(fā)現(xiàn)在3號(hào)站和1號(hào)站在9月份變化率極低。統(tǒng)計(jì)各月溫度，發(fā)現(xiàn)7月溫度高于9月溫度，從而得出滯后時(shí)間約為40 d，符合實(shí)驗(yàn)結(jié)論。

圖4 2014年太湖流域含氮污染物濃度月均濃度隨時(shí)間變化趨勢(shì)比較

6 結(jié) 語(yǔ)

太湖水質(zhì)污染的主要問(wèn)題是水質(zhì)富營(yíng)養(yǎng)化，主要是由于過(guò)量營(yíng)養(yǎng)鹽入湖形成的水質(zhì)過(guò)肥，即氮、磷和碳素等元素的累積。其中，氮是主要限制因子，因此，太湖富營(yíng)養(yǎng)化治理，建議應(yīng)以氮素的治理為重點(diǎn)，磷素和碳素為輔，其次是農(nóng)田面源和禽畜養(yǎng)殖。目前氨氮污染負(fù)荷結(jié)構(gòu)正在發(fā)生變化，點(diǎn)源污染所占比重趨于穩(wěn)定，來(lái)自生活和農(nóng)業(yè)的非點(diǎn)源污染的比重逐漸加大。

太湖流域含氮污染物濃度存在明顯的時(shí)空變異。其濃度高值出現(xiàn)在春季、冬季，而夏季、秋季濃度較低。造成污染物指標(biāo)季節(jié)性變化的主要原因可能是：溫度使水中氨氮溶解度發(fā)生變化，其次是節(jié)假日人類活動(dòng)造成了大量污染。本實(shí)驗(yàn)注重從溫度的角度對(duì)氨氮污染物含量進(jìn)行研究，對(duì)氮關(guān)于降雨因子等其他自然因子對(duì)污染物濃度未進(jìn)行著重分析。因此接下來(lái)的研究方向就會(huì)圍繞其他自然因子對(duì)氨氮污染物的影響展開(kāi)研究。

[1] Ranjith P U, Peter P M. Nitrogen losses in runoff from three adjacent agricultural watersheds with claypan soils[J].Agricultural, Ecosystems and Environment,2006,117:39-48.

[2] Huang G H,Ou C P. Integrated management of decision-support system for rural eco-environmental management in Yongxin County,Jiangxi province,China[J].Environmental Modelling & Software, 2010,25(1):24-42.

[3] Axel Michaelowa．Policy Integration as a Success Factor for Emissions Trading[J]．Environmental&Management．2004(33)：765-775．

[4] Shen J, Parker A, Riverson J. A new approach for a windows-based watershed modeling system based on a database-supporting architecture[J]. Environmental Modelling and Software, 2005,20(9):1 127-1 138.

[5] Wei OY, Hao FH, Wang XL. Regional nonpoint source organic pollution modeling and critical area identification for watershed best environmental management[J]. Water, Air and Soil Pollution, 2008,187:251-261.

[6] Wu YP, Chen J. Investigating the effects of point source and nonpoint source pollution on the water quality of the East River (Dongjiang) in South China[J]. Ecological Indicators, 2013,32:294-304.

[7] 魏林宏,張 斌,程訓(xùn)強(qiáng).水文過(guò)程對(duì)農(nóng)業(yè)小流域氮素遷移的影響[J].水利學(xué)報(bào),2007,38(9):1 145-1 150.

[8] 孫林華,付金沐.重污染河流多源污染識(shí)別及環(huán)境背景值的確定[J].地球和環(huán)境,2012,42(1):90-94.

[9] Deng O-P, Sun S-Y, Lyu J. Nitrogen non-point source pollution identification based on Arc SWAT in Changle River[J]. Environmental Science, 2013,34(4):1 284-1 290.

[10] Li Z-F, Yang G-S, Li H-P. Effects of land use on nitrogen export in Xitiaoxi Watershed[J]. Environmental Science, 2006,27(3):498-502.

[11] 陳麗平,高 欣,翠 娟,等. 太湖流域春季底棲動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)特征及水質(zhì)評(píng)價(jià)[J].水產(chǎn)學(xué)報(bào),2013,37(11):1679-1 688.

[12] 余 輝,燕姝雯,徐 軍.太湖出入湖河流水質(zhì)多元統(tǒng)計(jì)分析[J].長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境,2010,19(6):696-401.

[13] AMBROSE R B, Jr WOOL T A, MARTIN J L. The water quality analysis, simulation program,WASP5 Part A; Model documentation [R]∥ U S EPA. Athens; Environmental Research Laboratory, 1993.

[14] 許其功,劉鴻亮,沈珍瑤，等.三峽庫(kù)區(qū)典型小流域氮磷流失特征[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2007,27(2):326-331.

[15] SU Lijuan, CHENG Pei.A high-accuracy MOC/FD method for solving fractional advection-diffusion equations [J].Journal of Applied Mathematics,2013,Article ID 648595:1-8．

[16] CHEN Chuanjun，LIU Wei．The MMOC and MMOCAA schemes for the finite volume element method of convection-diffusion problems [J]. Journal of Computational and Applied Mathematics, 2011,236(6):1 423-1 434.

[17] MAHMOOD M S．Solution of nonlinear convection-diffusion problems by a conservative Galerkin-characteristics method [J]．Numerische Mathematik, 2009,112(4):601-636.

[18] BENITEZ M，BERMUDEZ A.Numerical analysis of a second order purelagrange-galerkin method for convection-diffusion problems: Part II: Fully discretized scheme and numerical results[J]．SIAM Journal on Numerical Analysis,2012,50(6):2 824-2 844．

[19] ROPP D L,SHADID J N.Stability of operator splitting methods for systems with indefinite operators: Advection-diffusion-reaction systems[J].Journal of Computational Physics,2009,228(9):3 508-3 516.

[20] HUANG Chiehsen,TODD Arbogast,QIU Jianxian.An Eulerian-Lagrangian WENO finite volume scheme for advection problems [J]． Journal of Computational Physics,2012,231(11):4 028-4 052.

[21] 周 剛,鄭丙輝,胡德超,等.正交曲線坐標(biāo)系二維淺水方程ELADI 有限差分方法[J].水科學(xué)進(jìn)展,2011,22(4):523-531．

[22] 周 剛,鄭丙輝,雷 坤,等.贛江下游水動(dòng)力數(shù)值模擬研究[J].水力發(fā)電學(xué)報(bào),2012,31(6):102-108.

[23] 胡德超,張紅武,鐘德鈺.C-D 無(wú)結(jié)構(gòu)網(wǎng)格上的三維自由水面非靜水壓力流動(dòng)模型:I:算法[J]水利學(xué)報(bào),2009,40(8):948-955．

[24] WANG C F,WANG H V,KUO A Y. Mass conservative transport scheme for the application of the ELCIRC model to water quality computation[J].Journal of Hydraulic Engineering,ASCE,2008,134(8):1 166-1 171.

[25] 陳勇明,張 明.灰色樣條絕對(duì)關(guān)聯(lián)度模型[J].系統(tǒng)工程理論與實(shí)建,2014,35(5):1 304-1 310.