楊 益,張彥寧

(北京市密云水庫(kù)管理處,北京 101500)

0 引 言

近幾十年來(lái),由于氣候變化和城市化的影響,城市湖泊越來(lái)越多地遭受一系列環(huán)境問(wèn)題的影響。氣候變化一直是一個(gè)關(guān)鍵而實(shí)際的問(wèn)題,其對(duì)湖泊水環(huán)境的負(fù)面影響是不可避免的[1]。氣候條件的變化,特別是降雨過(guò)程的變化,將導(dǎo)致湖泊水動(dòng)力和水環(huán)境的重大變化。此外,城市演變可能與氣候變化相結(jié)合,產(chǎn)生潛在的破壞性影響。隨著城市化和工業(yè)化進(jìn)程的加快,工業(yè)廢水和生活污水量以驚人的速度增加,對(duì)湖泊水環(huán)境構(gòu)成嚴(yán)重威脅。因此,降雨強(qiáng)度和城市化是城市湖泊水質(zhì)惡化的重要原因[2]。

隨著數(shù)值模擬技術(shù)的快速發(fā)展,許多學(xué)者將其應(yīng)用于流域徑流和湖泊水環(huán)境的模擬。該方法已成為研究湖泊水環(huán)境的重要而有效的手段。目前,主要的城市面源污染模型包括雨水管理模型(SWMM)、風(fēng)暴和DR3M-QUAL等。其中,SWMM是一種動(dòng)態(tài)降雨-徑流模擬模型,用于徑流量和質(zhì)量的單次事件或長(zhǎng)期(連續(xù))模擬[3]。由于其計(jì)算效率和靈活的機(jī)制,該模型已被廣泛用于估計(jì)城市地區(qū)的地表徑流及其污染負(fù)荷。湖泊水動(dòng)力和水質(zhì)數(shù)值模型取得了很大進(jìn)展,廣泛使用的模型包括EFDC、MIKE21、CE-QUAL-W2和WASP。這些模型軟件仿真精度高,但大多需要大量的測(cè)量數(shù)據(jù),預(yù)處理工作相對(duì)復(fù)雜。基于此,文章選取基于DEM的二維(2-D)水動(dòng)力和水質(zhì)模型來(lái)描述湖泊流場(chǎng)和水質(zhì)濃度的動(dòng)態(tài)變化,將DEM數(shù)據(jù)作為計(jì)算網(wǎng)格,省略了預(yù)處理過(guò)程。然后考慮非點(diǎn)源污染的遷移和轉(zhuǎn)化,建立了面源污染與湖泊水動(dòng)力-水質(zhì)的組合模型[4]。以某湖泊為試驗(yàn)條件,進(jìn)一步揭示湖泊水質(zhì)對(duì)暴雨強(qiáng)度和城市化程度的響應(yīng)。研究結(jié)果對(duì)變化環(huán)境下城市湖泊水環(huán)境管理具有重要的參考價(jià)值和科學(xué)意義。

1 數(shù)據(jù)來(lái)源和研究方法

1.1 研究區(qū)域

某城市湖泊面積為52.19km2,流域面積240.38km2,是典型的亞熱帶淺水湖泊,平均水深1.85 m。該地區(qū)屬亞熱帶濕潤(rùn)季風(fēng)氣候,平均氣溫 16.9℃,年平均降雨量1249.36 mm。降雨具有很強(qiáng)的季節(jié)性,64.9%的降雨發(fā)生在4～8月之間。近年來(lái),隨著工業(yè)和房地產(chǎn)業(yè)的發(fā)展,建設(shè)用地的大量擴(kuò)張極大地改變了湖泊生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能,使得湖泊生態(tài)環(huán)境不堪重負(fù)。城市發(fā)展帶來(lái)了越來(lái)越多的水環(huán)境問(wèn)題。2001年以前,某城市湖泊整體水質(zhì)較好,能達(dá)到III類。2001年后,水質(zhì)逐漸惡化至IV 類,處于輕度富營(yíng)養(yǎng)化階段。2014 年后,水質(zhì)進(jìn)一步惡化至V類,處于中度富營(yíng)養(yǎng)化狀態(tài)。且部分湖泊的水質(zhì)均劣于V類,無(wú)法達(dá)到水質(zhì)管理目標(biāo)。

1.2 數(shù)據(jù)來(lái)源

非點(diǎn)源污染模型所需的數(shù)據(jù)包括:分辨率為30m的數(shù)字高程模型(DEM)數(shù)據(jù),由空間分辨率為30m的Landsat 遙感獲得。湖泊水動(dòng)力-水質(zhì)模型所需數(shù)據(jù)主要包括:風(fēng)速風(fēng)向數(shù)據(jù)、某湖泊水下地形數(shù)據(jù)、湖泊日水位數(shù)據(jù)、2022年采樣點(diǎn)實(shí)測(cè)水質(zhì)數(shù)據(jù)、排污口實(shí)測(cè)水質(zhì)數(shù)據(jù)等。

1.3 非點(diǎn)源污染模型

文章選擇雨水管理模型(SWMM)來(lái)模擬湖流域的非點(diǎn)源污染。在SWMM 模型中,子流域按地表滲透性分為3類,包括無(wú)凹陷不透水地表、有凹陷不透水地表和透水地表。對(duì)于無(wú)洼地的不透水地表,其徑流量是從降雨量中扣除蒸發(fā)量后得出的。對(duì)于有凹陷的不透水地表,徑流等于降雨量減去蒸發(fā)和凹陷。對(duì)于透水地面,徑流量是在扣除洼地蓄水量、蒸發(fā)量和滲透量后得出的。滲透損失由霍頓模型計(jì)算得出。地表徑流過(guò)程的水文計(jì)算以非線性水庫(kù)理論為基礎(chǔ)。管道的水流運(yùn)動(dòng)基于一維圣-維南方程。污染物的產(chǎn)生和排放分為3個(gè)過(guò)程,包括積聚過(guò)程、沖刷過(guò)程和遷移過(guò)程。文章采用指數(shù)函數(shù)作為SWMM模型的地表污染物積聚和沖刷算法。污染物在管道中的傳輸過(guò)程采用完全混合一階衰減模型進(jìn)行模擬。

1.4 二維水動(dòng)力和水質(zhì)模型

對(duì)于淺水湖泊,一般假定沿水深的分布是均勻的。文章采用基于DEM的二維水動(dòng)力和水質(zhì)模型來(lái)描述湖泊流場(chǎng)和水質(zhì)濃度的動(dòng)態(tài)過(guò)程。采用DEM矩形網(wǎng)格作為模型計(jì)算網(wǎng)格,可與GIS系統(tǒng)無(wú)縫耦合,省去了網(wǎng)格劃分等預(yù)處理工作。與傳統(tǒng)的體擬合網(wǎng)格和非結(jié)構(gòu)化網(wǎng)格相比,大大提高了模型的標(biāo)準(zhǔn)化和模塊化程度。

1) 流體力學(xué)方程:淺水湖泊的二維水動(dòng)力方程包括連續(xù)性方程和動(dòng)量方程,可表示如下:

(1)

(2)

式中:h為水深,m;x和y分別為水域的垂直長(zhǎng)度和水平長(zhǎng)度,m;T為時(shí)間,s;q為水量源匯,包括降雨、蒸發(fā)、滲流等,m/s;u和v分別為水流的垂直速度和水平速度,m/s;z為水位,m;n為粗糙度系數(shù);εx和εy分別為垂直和水平渦流黏滯系數(shù),m2/s。

2)水質(zhì)遷移和轉(zhuǎn)化方程:沿水深方向取長(zhǎng)dx、寬dy、高h(yuǎn)的水柱。根據(jù)質(zhì)量平衡原理,可以得到二維水遷移轉(zhuǎn)化的基本方程,如下式所示:

(2)

式中:C為湖泊中某種污染物的濃度,mg/L;Ex和Ey分別為分子擴(kuò)散系數(shù)、湍流擴(kuò)散系數(shù)和在x和y方向上的擴(kuò)散系數(shù)之和;∑Si為水質(zhì)指數(shù)的源項(xiàng)。

2 計(jì)算結(jié)果和數(shù)據(jù)分析

2.1 不同降雨情景下的徑流和流入污染負(fù)荷

文章選取重現(xiàn)期為1a、5a、10a和20a的24h設(shè)計(jì)降雨量來(lái)分析降雨強(qiáng)度對(duì)湖泊水環(huán)境的影響。根據(jù)SWMM模擬了不同情景下的徑流和流入污染負(fù)荷,見(jiàn)表1。結(jié)果表明,隨著降雨強(qiáng)度的增加,徑流深度明顯增加。在降雨重現(xiàn)期為5a、10a和20a的情況下,徑流增加率分別為 81.2%、30.6% 和 25.2%,表明隨著重現(xiàn)期的增加,徑流改善率逐漸降低。此外,可以得出降雨強(qiáng)度越大,流入的總氮TN和總磷TP污染負(fù)荷越大的結(jié)論。

表1 不同情況下徑流和流入污染負(fù)荷的模擬結(jié)果

2.2 湖泊水質(zhì)對(duì)降雨強(qiáng)度的響應(yīng)

基于非點(diǎn)源污染模型模擬了不同降雨強(qiáng)度下某湖泊的總氮TN和總磷TP濃度的變化。平均水質(zhì)濃度由湖中所有網(wǎng)格點(diǎn)模擬水質(zhì)值的平均值得出?？梢钥闯?在降雨的前16h內(nèi),湖泊中總氮TN和總磷TP 的平均濃度上升緩慢,且回歸期越大,平均濃度上升越快。在16～17h內(nèi),湖泊的平均濃度明顯增加。17h后,在20a重現(xiàn)期(P=20)下略有下降,而在其他重現(xiàn)期下則保持穩(wěn)定。在1a、5a、10a和20a重現(xiàn)期,某湖泊TN平均濃度分別為2.92mg/L、3.10mg/L、3.20mg/L和3.23mg/L,TP平均濃度分別為0.237mg/L、0.240mg/L、0.244mg/L 和0.251mg/L,進(jìn)一步表明降雨強(qiáng)度越大,某湖泊的水質(zhì)濃度越高。

以重現(xiàn)期為20a的24h設(shè)計(jì)暴雨為例,分析了湖泊水動(dòng)力和水質(zhì)的時(shí)空分布特征。暴雨前水流緩慢,大部分區(qū)域流速<0.01m/s。暴雨過(guò)后,湖水的流動(dòng)性明顯改善,流速大大提高。具體來(lái)說(shuō),東湖的進(jìn)水口、出水口和交界處流速相對(duì)較高,最大流速達(dá)到0.58 m/s。在降雨流入和湖泊流出的影響下,水流從徑流入口向湖泊出口呈定向流動(dòng)。

2.3 不同城市化階段的徑流和流入污染負(fù)荷

某湖泊地區(qū)的城市化發(fā)展可分為3個(gè)階段:早期城市化階段(1990年以前)、快速發(fā)展階段(1990—2020年)和后期城市化階段(2020年以后)。城市化的快速發(fā)展使湖底地表特征發(fā)生了顯著變化。為了研究湖泊水質(zhì)在不同城市化階段的響應(yīng),利用Landsat數(shù)據(jù),通過(guò)監(jiān)督分類方法提取了1990 年、2018年和2022年的土地利用類型,分別代表城市化早期階段(第一階段)、快速發(fā)展階段(第二階段)和城市化晚期階段(第三階段),見(jiàn)表2。

表2 不同城市化階段的土地利用類型

基于SWMM模擬了某湖泊流域三個(gè)城市化階段的徑流深、徑流系數(shù)和流入污染負(fù)荷,如表3所示。在模擬過(guò)程中,為避免降雨強(qiáng)度的影響,3個(gè)階段輸入的降雨數(shù)據(jù)均為24h暴雨,重現(xiàn)期均為5a。如表3所示,隨著城市化的快速發(fā)展,徑流深度、徑流系數(shù)和污染物負(fù)荷明顯增加。與第一階段相比,第三階段暴雨后的TN和TP總污染負(fù)荷分別增加53.49t和8.88t。主要原因是城市化后期(第三階段)不透水面積大幅增加,導(dǎo)致入滲量減少,入湖徑流增加。因此,徑流的沖刷效應(yīng)增強(qiáng),流域總污染負(fù)荷增加。且城市化的發(fā)展不僅增加了城市內(nèi)澇的風(fēng)險(xiǎn),也加劇了湖泊的污染問(wèn)題。

表3 不同城市化階段徑流和流入污染負(fù)荷的模擬結(jié)果

3 結(jié) 論

文章建立了基于SWMM和基于DEM的水動(dòng)力-水質(zhì)組合模型,以描述湖泊流場(chǎng)和水質(zhì)濃度的動(dòng)態(tài)變化。該組合模型考慮了非點(diǎn)源污染的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程,可直接描述非點(diǎn)源污染進(jìn)入湖泊的途徑。隨著暴雨強(qiáng)度的增加,進(jìn)入某湖泊的徑流量和總氮TN、總磷TP污染負(fù)荷明顯增加,但改善率逐漸降低。暴雨過(guò)后,湖泊水體流動(dòng)性明顯改善。在前期降雨中,總磷TP和總氮TN濃度逐漸增加。暴雨強(qiáng)度越大,水質(zhì)越差。而在降雨后期,湖泊水質(zhì)略有改善。因此,合理利用降雨洪水資源可有效改善湖泊的水動(dòng)力和水質(zhì)。隨著城市化的發(fā)展,城市固體廢棄物的產(chǎn)生量不斷增加,導(dǎo)致湖泊水環(huán)境惡化。另一方面,隨著城市化的發(fā)展,由于不透水面積的擴(kuò)大,徑流量也在不斷增加,導(dǎo)致城市洪澇災(zāi)害風(fēng)險(xiǎn)增加。