基于WASP模型的農(nóng)田退水對查干湖水質(zhì)影響的評價

孫立鑫，林山杉

(東北師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院，吉林 長春 130024)

松原灌區(qū)東臨第二松花江，南到套浩太及大布蘇一線，西處霍林河下游，北與查干湖接壤；由前郭、乾安和大安龍海3個灌區(qū)組成，承擔(dān)著吉林省增產(chǎn)50億kg 糧食的重任。據(jù)已有資料及相關(guān)規(guī)劃表明：已經(jīng)投入運行的前郭灌區(qū)通過排水渠泄入查干湖的農(nóng)田灌溉水量為1.3億m3/a；規(guī)劃中的乾安灌區(qū)泄入查干湖的農(nóng)田灌溉水量為2 152萬m3/a，大安龍海灌區(qū)泄入查干湖的農(nóng)田灌溉水量為6 898萬m3/a。三大灌區(qū)全部投入運營后，年均退水量占查干湖總蓄水量(5.66億m3)的38.98%，因此，分析農(nóng)田退水對查干湖水質(zhì)的影響十分必要。

針對查干湖水質(zhì)問題，段洪濤等[1]通過分析查干湖水體的透明度、總磷(TP)及葉綠素與其高光譜反射特征之間的響應(yīng)關(guān)系，認為查干湖水體已處于富營養(yǎng)化狀態(tài)。曾楠[2]利用遙感技術(shù)，基于GIS分析得出查干湖已處于富營養(yǎng)化的結(jié)論。單利平等[3]采用模糊綜合評判法對查干湖水質(zhì)進行了評價，認為查干湖水質(zhì)4月、7月受污染嚴重，可能是由于4月融雪徑流、7月農(nóng)業(yè)面源污染造成的。李然然等[4-5]采用卡爾森指數(shù)法和模糊綜合評價法分析了1985—2011年的水質(zhì)資料，認為2006—2011年查干湖水質(zhì)由Ⅲ類演變?yōu)棰纛悾r(nóng)田退水緩解了主湖區(qū)的堿化且暫未加劇其水體富營養(yǎng)化?，F(xiàn)階段對查干湖水質(zhì)的研究均為基于水質(zhì)指標的分析，尚未建立起查干湖的水質(zhì)模擬模型。因此，亟須建立查干湖水質(zhì)模擬與預(yù)測模型，以便對查干湖水質(zhì)情況進行合理、有效的評價及預(yù)測。

WASP(water quality analysis simulation program)是美國環(huán)保局(USEPA)推薦的一個水生態(tài)系統(tǒng)水質(zhì)模擬軟件，它可以在水體遭受人類活動影響及自然災(zāi)害造成的各種污染時，對水體作出的響應(yīng)進行可視化分析及水質(zhì)預(yù)測，并以此為依據(jù)，作出污染管理決策[6-9]。WASP相對于SWAT、HSPF、AnnAGNPS等流域管理模型[10-11]，它提供了多種污染物及其組成成分在受納水體中遷移轉(zhuǎn)化的求解方法；而相對于CE-QUAL-W2、QUAL2K、EFDC等其他水質(zhì)模型[12]，它具有操作簡單、可配置性強、復(fù)雜程度適中等優(yōu)點。

本文根據(jù)查干湖的水文特性、污染源的調(diào)查資料以及水質(zhì)實測資料，利用WASP7.3建立查干湖水質(zhì)模型，就農(nóng)田退水對查干湖水質(zhì)的影響進行評價與預(yù)測，并提出相應(yīng)的防治措施。

1 查干湖概況及水質(zhì)檢測

1.1 查干湖概況

查干湖位于吉林省西部地區(qū)，霍林河末端與嫩江的交匯處，坐標為東經(jīng)124°04′～124°27′、北緯45°10′～45°21′。查干湖東臨嫩江及第二松花江，南為前郭灌區(qū)(第二松花江河谷沖積平原)及第二松花江與霍林河的平原分水嶺，西為霍林河河谷平原，北為大安臺地及嫩江古河道。查干湖主湖區(qū)水域面積約256.5 km2，與之相連的新廟泡、新甸泡及馬營泡面積分別為35.2 km2、23.0 km2和12.2 km2，合計約327 km2。湖區(qū)平均水深2.5 m，最深達6 m；南北長37 km，東西寬17 km，湖岸線蜿蜒曲折，總長達128 km[13]。

松原灌區(qū)每年4月中下旬開始播種，直至9月下旬開始農(nóng)田收割[14]，這段時間農(nóng)田灌溉水由兩種方式退入查干湖：①由引松渠道退入新廟泡，然后經(jīng)川頭閘最終退入查干湖；②由主湖區(qū)東南部退入查干湖主湖區(qū)。引松渠道完工于1984年，至今已有34 a，第二松花江的水源補給和農(nóng)田灌溉水均通過引松渠道進入查干湖。查干湖水體受內(nèi)源性、外源性污染共同影響，且近年來，以外源性污染為主。

1.2 采樣點的布設(shè)及檢測方法

于2015年7—10月及2016年5月共進行了5次實地采樣。采樣點位置如圖1所示。新廟泡設(shè)置高家、十三家戶采樣點監(jiān)測引松渠道來水水質(zhì)；新廟泡入查干湖渠道設(shè)置引松一橋、引松二橋采樣點監(jiān)測入湖水質(zhì)；馬營泡設(shè)置4號、13號采樣點監(jiān)測馬營泡出水水質(zhì)；設(shè)置9號、10號、12號采樣點監(jiān)測豐水期霍林河河道來水水質(zhì)；查干湖主湖區(qū)共設(shè)置8個采樣點(1號、2號、3號、5號、6號、7號、8號、11號)監(jiān)測主湖區(qū)水質(zhì)。每次均乘船至采樣點，使用采樣器在水面下0.5 m處采集水樣，將水樣做好標記后運回實驗室檢測。

圖1 采樣點位置

pH值由pHS-3C型pH計(上海雷磁)現(xiàn)場測定，DO值由JPB-607A溶解氧測定儀(上海儀電科學(xué)儀器股份有限公司)現(xiàn)場測定。采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定總氮(TN)含量，采用鉬酸銨分光光度法測定TP含量，采用納氏試劑比色法測定氨氮(NH3-N)含量，采用重鉻酸鉀法測定化學(xué)需氧量(COD)含量，采用稀釋與接種法測定五日生化需氧量(BOD)含量。TN、TP、NH3-N、COD及BOD的測定均在實驗室內(nèi)完成。

2 模型的建立

2.1 WASP模型簡介

WASP模型有水動力學(xué)程序(DYNHYD)和水質(zhì)程序(WASP) 兩個獨立的計算程序，兩者可獨立使用，也可聯(lián)合使用[15]。水質(zhì)程序自帶TOXI(有毒化學(xué)物)和EUTRO(富營養(yǎng)化)兩大模塊。TOXI模塊可以用來模擬有毒物的遷移轉(zhuǎn)化，如有機化學(xué)物、泥沙和金屬；EUTRO模塊則可以用來模擬傳統(tǒng)污染物的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，包括碳、氮、磷的多種形態(tài)指標，固體顆粒、溶解氧、水生附著生物、浮游植物、鹽分及沉積物等15種水質(zhì)評價指標在水體中的遷移轉(zhuǎn)化情況[16-17]。水質(zhì)程序的質(zhì)量守恒方程坐標系如圖2所示。

圖2 質(zhì)量守恒方程坐標系

選任一無限小的水體為研究對象，其任一水質(zhì)指標的質(zhì)量平衡方程式為

(1)

式中：ρ為水質(zhì)指標質(zhì)量濃度，mg/L或g/m3；t為時間步長，s；vx、vy、vz為x、y、z向水體流速，m/s；Ex、Ey、Ez為x、y、z向水體彌散系數(shù)，m2/s；SL為點源及非點源負荷率，g/(m3·d)；SB為邊界負荷率，包括上、下游及底部，g/(m3·d)；SK為總動力轉(zhuǎn)換系數(shù)，g/(m3·d)。

表1 WASP模型單元體基本信息

假設(shè)查干湖的y、z向具有各向同性，且是均勻的，整合y和z得到一維的水質(zhì)指標質(zhì)量平衡方程[18-19]：

(2)

式中A為模擬水體的橫截面積，m2。

2.2 查干湖的網(wǎng)格概化及邊界條件

為模擬查干湖水質(zhì)變化規(guī)律，依據(jù)農(nóng)田灌溉水退水路徑及平均劃分單元體面積的原則，將霍林河河道來水擾動區(qū)域及新甸泡合并為一個單元體，編號為S1；由西至東將查干湖主湖區(qū)劃分為4個單元體，分別為S2、S3、S4和S5；新廟泡單獨編號為S6，馬營泡單獨編號為S7。

WASP對邊界的定義是模型網(wǎng)格與外界進行水體物質(zhì)交換的單元體，而邊界條件主要是為了表現(xiàn)流入或流出單元體的流量，及外界與單元體之間產(chǎn)生的交換。其中，S1西部與霍林河河道相接，選作輸入邊界；S6新廟泡的東南部與引松渠道相接，而引松渠道為農(nóng)田退水主要干渠，產(chǎn)生物質(zhì)交換，選作輸入邊界；S5東南部同樣存在農(nóng)田退水渠道，選作輸入邊界。查干湖湖水主要由馬營泡→庫里泡→嫩江完成出水水力交換，S7馬營泡作為查干湖唯一出水區(qū)域，因此，將S7東北部選作輸出邊界。查干湖概化結(jié)果見圖3。

圖3 查干湖概化示意圖

2.3 模型基本信息輸入

a. 初始條件及單元體基本數(shù)據(jù)。模型網(wǎng)格概化單元體總數(shù)為7，選用EUTRO水質(zhì)模塊進行模擬，根據(jù)需要確定模型始末時間，選擇靜態(tài)河湖底床模式，模型差分計算方程采用EULER差分方程，水動力學(xué)模塊選擇一維網(wǎng)格運動波理論模塊。時間步長設(shè)定為0.1。單元體數(shù)據(jù)含有4個選項，其中segments基本信息選項主要用于輸入模型計算初始時刻單元體數(shù)據(jù)，這些數(shù)據(jù)大部分來源于網(wǎng)格概化；arameters選項部分選用實測參數(shù)，其余選用模型默認值；初始濃度輸入實測數(shù)據(jù)；污染物溶解比例采用模型默認值1。單元體基本信息如表1所示。

b. 污染負荷與邊界條件。各單元體污染負荷采用吉林省環(huán)境科學(xué)研究院2015年11月公布的《查干湖生態(tài)安全調(diào)查評估報告》中的監(jiān)測數(shù)據(jù)。邊界條件數(shù)目為4個(如2.2節(jié)所述)，各水質(zhì)指標取值選用2009年、2010年及2015年監(jiān)測斷面實測數(shù)據(jù)。

2.4 模型參數(shù)率定

對于模型參數(shù)的確定，敏感性高的參數(shù)通過模型率定和驗證確定，其他參數(shù)采用模型自帶的默認值。模型參數(shù)率定采用試錯法，即在一定的參數(shù)取值范圍內(nèi)不斷調(diào)整參數(shù)，使模擬值逐漸接近實測值。率定完成后，以另一組實測數(shù)據(jù)對模型進行驗證。

各單元體每個水質(zhì)指標實測值與模擬值的相對誤差計算公式如下：

(3)

式中：ε為相對誤差；ρ實測為水質(zhì)指標實測質(zhì)量濃度；ρ模擬為水質(zhì)指標模擬質(zhì)量濃度。

利用查干湖2009年1—12月實測流速、水溫、污染物質(zhì)量濃度和消光系數(shù)等主要水動力學(xué)及水質(zhì)指標資料初步建立模型，進行參數(shù)率定。圖4為S5中TP和DO質(zhì)量濃度率定值與實測值對比。

(a)TP

(b)DO

由圖4可以看出：S5各水質(zhì)指標質(zhì)量濃度的相對誤差最小值為0.17%，最大值為15.59%，平均值為7.00%，可見模擬值與實測值擬合效果很好，且模擬值與實測值的變化規(guī)律趨于一致，說明所選參數(shù)合理。率定后的查干湖水質(zhì)模型參數(shù)見表2(表中未列出的參數(shù)均采用模型默認值)。

2.5 模型驗證

采用查干湖2010年1—12月實測水量、水質(zhì)等資料對模型進行驗證。各水質(zhì)指標實測值與模擬值的相對誤差也采用式(3)計算。圖5為S6各水質(zhì)指標質(zhì)量濃度驗證值與實測值對比圖，表3為S5、S6各水質(zhì)指標質(zhì)量濃度相對誤差值。

表2 查干湖水質(zhì)模型參數(shù)率定結(jié)果

總體上，模型模擬值與實測值基本符合。個別值出現(xiàn)誤差較大是因為豐水期降水量升高、農(nóng)田退水期污染負荷增大導(dǎo)致，模型設(shè)定時對這些因素及其他一些因素考慮欠缺都會導(dǎo)致模擬值和實測值之間的偏差。由于模型初始濃度設(shè)置為2010年1月1日的數(shù)據(jù)，因此各水質(zhì)指標2010年1月1日誤差值為0；可以發(fā)現(xiàn)各水質(zhì)指標6月、7月及8月的擬合效果較差，相對誤差較大，這是由于此時正值暑期，降水量增高使水體各污染指標波動較大，加上暑期新廟泡(S6)游客量增大，導(dǎo)致模擬曲線與實測值的擬合效果較差。

由表3可知，各水質(zhì)指標質(zhì)量濃度驗證值與實測值相對誤差均小于20%。依據(jù)GB/T 22482—2008《水文情報預(yù)報規(guī)范》，水質(zhì)模擬的許可誤差為實測值的30%，因此率定完成的WASP模型可以作為查干湖區(qū)域水質(zhì)模擬的有效工具。

3 模擬結(jié)果與分析

選取查干湖2015年7—10月實測水質(zhì)水文等資料進行水質(zhì)模擬，NH3-N、DO質(zhì)量濃度模擬結(jié)果見表4。

(a)TP (b)NH3-N

(c)DO (d)COD

mg/L

表4表明：時間上，NH3-N質(zhì)量濃度呈現(xiàn)豐水期(7、8月)小于平水期(9、10月)的趨勢，這是由于在7、8月恰逢雨季，水體中3種污染指標經(jīng)過大量降水的稀釋，導(dǎo)致水體污染程度降低，這與云南杞麓湖TP及NH3-N質(zhì)量濃度變化規(guī)律相似[20]，說明水體自凈能力較強，且豐水期浮游生物生長旺盛，對營養(yǎng)鹽消耗增大。DO質(zhì)量濃度呈現(xiàn)豐水期小于平水期的趨勢，這是由于夏季水溫較高，水中溶氧量降低，加上夏季水體中魚類活動量增大，導(dǎo)致了豐水期水體中DO質(zhì)量濃度低于平水期水體DO質(zhì)量濃度?？臻g上，水體中DO質(zhì)量濃度受溫度影響較大，夏季水溫較高，水體中溶氧量降低，且魚類生長旺盛，導(dǎo)致水中DO質(zhì)量濃度降低；而新廟泡沿岸建造了酒店、賓館等旅游業(yè)配套設(shè)施，因此新廟泡水體受社會因素影響較大，DO質(zhì)量濃度變化沒有明顯規(guī)律。主湖區(qū)中部水流速度緩慢，有利于污染物累積，導(dǎo)致水質(zhì)明顯劣于湖區(qū)西部；而馬營泡水質(zhì)最差，是由于作為查干湖水體主要排泄區(qū)，污染物經(jīng)過水體的對流彌散不斷聚集，導(dǎo)致各項污染指標值均高于其他區(qū)域。引松渠道所處新廟泡沿岸為居民聚居地，水質(zhì)受社會因素影響較大，因此沒有明顯變化規(guī)律。

由表4可知，S3中污染物質(zhì)量濃度變化幅度小于S1及S2，這是由于S1及S2中污染物經(jīng)過湖水的對流彌散進入到S3以后，污染物質(zhì)量濃度明顯降低。S1的NH3-N、DO平均質(zhì)量濃度分別為0.28 mg/L和4.21 mg/L，均差于查干湖主湖區(qū)NH3-N(0.20 mg/L)、DO(5.61 mg/L)的平均質(zhì)量濃度，說明農(nóng)田退水已導(dǎo)致受擾動區(qū)域的水質(zhì)變差。新廟泡S6直接受引松渠道來水及農(nóng)田退水影響，水質(zhì)劣于S4、S5及S7。農(nóng)田退水及污染物的累積導(dǎo)致S5的水質(zhì)劣于S4與S7。

表5 模型預(yù)測基礎(chǔ)數(shù)據(jù)

4 水質(zhì)預(yù)測分析

以2017—2019年為查干湖水質(zhì)預(yù)測時間段。模型模擬初始值采用2017年1月實測數(shù)據(jù)(表5，污染負荷僅輸入有邊界條件的單元體)，圖6和圖7分別為S5和S6的BOD、NH3-N、TN、TP及DO質(zhì)量濃度預(yù)測曲線。

(a)TN和DO

(b)TP與NH3-N

依據(jù)GB3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》，2017—2019 年查干湖主湖區(qū)TN質(zhì)量濃度變化區(qū)間為0～6 mg/L，平均值為1.84 mg/L，為Ⅴ類水質(zhì)標準；TP質(zhì)量濃度變化區(qū)間為0～0.3 mg/L，平均值為0.08 mg/L，為Ⅳ類水質(zhì)標準；NH3-N質(zhì)量濃度變化區(qū)間為0～2.2 mg/L，平均值為0.38 mg/L，為Ⅱ類水質(zhì)標準；DO質(zhì)量濃度變化區(qū)間為4.2～11.5 mg/L，平均值為7.69 mg/L，為Ⅰ類水質(zhì)標準，這是由于水體中DO質(zhì)量濃度受溫度及采樣季節(jié)等因素影響，導(dǎo)致DO預(yù)測結(jié)果偏小。

水力交換條件較差的S1的TN平均質(zhì)量濃度為2.27 mg/L，高于查干湖主湖區(qū)TN平均質(zhì)量濃度1.84 mg/L，而S4、S5、S6的TN平均質(zhì)量濃度分別為1.36 mg/L、1.43 mg/L和1.54 mg/L， S6即新廟泡區(qū)域高于S4和S5，且其他水質(zhì)指標的變化規(guī)律與TN相似。可見，在2017—2019年，農(nóng)田退水仍會對查干湖水質(zhì)造成負面影響，導(dǎo)致水質(zhì)變差。

(a)TN和DO

(b)TP和NH3-N

5 結(jié) 論

a. 建立了查干湖水質(zhì)評價模型，各水質(zhì)指標實測值與計算值相對誤差區(qū)間為7%～16.95%，其中，S6的BOD實測值與驗證值相對誤差最大，為16.95%(<20%)。因此，參數(shù)率定完成后的WASP 7.3模型可以作為查干湖區(qū)域水質(zhì)模擬的有效工具。

b. 2015年7—10月查干湖主湖區(qū)NH3-N平均質(zhì)量濃度為0.20 mg/L，S1為0.28 mg/L，霍林河河段來水水質(zhì)情況明顯劣于其他區(qū)域；S4、S5、S6及S7的NH3-N平均質(zhì)量濃度分別為0.14 mg/L、0.23 mg/L、0.28 mg/L及0.12 mg/L，新廟泡S6及農(nóng)田退水直接擾動區(qū)域S5水質(zhì)情況已經(jīng)劣于其他區(qū)域。

c. 預(yù)測在2017—2019年，查干湖TN、TP、NH3-N、DO質(zhì)量濃度分別符合Ⅴ類、Ⅳ類、Ⅱ類和Ⅰ類水質(zhì)標準；S1的TN平均質(zhì)量濃度為2.27 mg/L，高于查干湖主湖區(qū)的平均質(zhì)量濃度1.84 mg/L；S4、S5、S6的TN平均質(zhì)量濃度分別為1.36 mg/L、1.43 mg/L和1.54 mg/L，農(nóng)田退水直接擾動區(qū)域S5、S6水質(zhì)較差。