面向水環(huán)境改善的水系調(diào)度方案研究
——以A聯(lián)圍為例

汪 聰,程樹輝,郭鑫宇,王少倫,沙 桐,楊敬畏,宋雅閣

(北京市市政工程設(shè)計(jì)研究總院有限公司,北京 100082)

隨著《水污染防治行動(dòng)計(jì)劃》的實(shí)施,各地日益重視水污染治理,我國的水生態(tài)環(huán)境已得到根本性好轉(zhuǎn)。但已“消黑消臭”水體“返黑返臭”現(xiàn)象時(shí)有發(fā)生,尤其是在我國南方沿海地區(qū),地勢(shì)平坦、水量豐富、水系發(fā)達(dá),往往還受潮汐影響。在潮汐作用下,水體形成周期性的往復(fù)流,水體流態(tài)異常復(fù)雜,水體頂托十分嚴(yán)重。污染物在內(nèi)河涌長年累積,使水環(huán)境不斷惡化[1-2]。而充足的水動(dòng)力是維持水環(huán)境健康發(fā)展的長效保障[3-5]。

為改善這一現(xiàn)狀,通過水系調(diào)度將水體的往復(fù)流轉(zhuǎn)變?yōu)閱蜗蛄鱽碓鰪?qiáng)水動(dòng)力、改善水環(huán)境,不失為一種有效措施[6-7]。水系調(diào)度一般通過運(yùn)行水閘、泵站等水利設(shè)施來實(shí)現(xiàn),水利設(shè)施在保證水安全的基礎(chǔ)上,會(huì)進(jìn)行換水來改善水環(huán)境,但僅憑經(jīng)驗(yàn)進(jìn)行無規(guī)律、不成系統(tǒng)的調(diào)度,往往難以達(dá)到預(yù)期效果。因此,許多學(xué)者通過模型來評(píng)估水系調(diào)度對(duì)水動(dòng)力、水質(zhì)的改善作用。趙也等[8]采用MIKE 11模型評(píng)估黑臭水體治理目標(biāo)的可達(dá)性,驗(yàn)證了MIKE 11軟件在水質(zhì)、水動(dòng)力評(píng)估方面的可行性。陳瑤雪等[9]應(yīng)用MIKE 11水質(zhì)-水動(dòng)力模型,以改善水環(huán)境為目標(biāo),探索了錫山區(qū)水系調(diào)度方案。張海軍等[10]利用MIKE 11軟件構(gòu)建了嘉興市區(qū)河網(wǎng)的水動(dòng)力-水質(zhì)模型,研究了水閘聯(lián)合調(diào)度對(duì)河網(wǎng)水質(zhì)的影響,研究結(jié)果表明科學(xué)合理的水系調(diào)度可改善區(qū)域水環(huán)境。張海麗等[11]通過MIKE 11模型評(píng)估了泵站聯(lián)控對(duì)潮汐河道水質(zhì)、水動(dòng)力的影響,為潮汐河網(wǎng)地區(qū)的相關(guān)研究提供了參考。

綜上,通過水系調(diào)度來增強(qiáng)水動(dòng)力、改善水質(zhì)已成為保障水環(huán)境健康發(fā)展的重要措施,運(yùn)用數(shù)學(xué)模型評(píng)估水系調(diào)度方案的合理性是科學(xué)有效的方法。本研究在區(qū)域?qū)嵤翱卦唇匚?、?nèi)源治理”工程措施的基礎(chǔ)上,針對(duì)整個(gè)聯(lián)圍200多條河涌、30多個(gè)外江水閘、河網(wǎng)密度達(dá)2.5 km/km2的平原型感潮密集河網(wǎng)地區(qū)進(jìn)行水系調(diào)度來改善水動(dòng)力與水質(zhì)。

1 研究區(qū)域概況

A聯(lián)圍位于我國南方沿海地區(qū),降雨雨型主要是鋒面雨、臺(tái)風(fēng)雨,多年平均降雨量為1 875.3 mm,實(shí)測最大年降雨量為2 745 mm,最小年降雨量為999 mm,降雨主要集中在汛期,4月—9月的降雨量占全年降雨量約83%。圍內(nèi)包括3個(gè)鎮(zhèn),總流域面積約為118 km2,圍內(nèi)共有河涌205條,河涌總長約為290 km,河網(wǎng)密度達(dá)2.5 km/km2。外江水閘35個(gè),均為上提式防洪擋潮閘。圍內(nèi)地勢(shì)平坦,自然地面幾乎無高差,總體呈北高南低態(tài)勢(shì)。整個(gè)聯(lián)圍被外江所包圍,北面為雞鴉水道,南面為小欖水道,東面為容桂水道,受西江潮流影響,24 h 50 min內(nèi)兩漲兩落。所有河涌均為潮汐河道,內(nèi)河涌水流為往復(fù)流,沒有固定流向,該區(qū)域?qū)儆诘湫偷拿芗皆透谐焙泳W(wǎng)地區(qū)。外江水質(zhì)優(yōu)良,常年保持在Ⅱ～Ⅲ類水,A聯(lián)圍具有良好的外部水質(zhì)條件。

根據(jù)鎮(zhèn)區(qū)劃分以及水系調(diào)度現(xiàn)狀,研究區(qū)域共分為D1、D2、D3、D4 4個(gè)分區(qū),如圖1所示。圍內(nèi)河涌總體呈南北走向,4個(gè)分區(qū)中央均有東西走向的骨干河涌貫穿整個(gè)分區(qū),D1、D2、D3、D4分區(qū)中心河涌分別為中心排灌渠1、新開涌、鴉雀尾涌、中心排灌渠2。D1、D4分區(qū)控制內(nèi)河涌最高水位為1.0 m(珠基,下同),D2、D3分區(qū)控制內(nèi)河涌最高水位為0.8 m?，F(xiàn)狀水閘的主要作用是保障水安全,同時(shí)也會(huì)利用外江潮位差進(jìn)行換水,換水時(shí)水閘的調(diào)度均為“兩邊引兩邊排”,即同一水閘既是進(jìn)水閘也是出水閘,漲潮時(shí)引水,落潮時(shí)排水,導(dǎo)致河涌均為往復(fù)流,換水效率低下。

2 研究方法

2.1 計(jì)算模型簡介

本研究水動(dòng)力-水質(zhì)模型基于通用模型軟件MIKE 11構(gòu)建,水動(dòng)力計(jì)算采用HD模塊,控制方程是描述明渠一維非恒定流的圣維南方程組,并補(bǔ)充考慮了漫灘和旁側(cè)入流,包括連續(xù)性方程和動(dòng)量方程。水質(zhì)模型基于水動(dòng)力模型,采用AD對(duì)流-擴(kuò)散模型模擬污染物在河流中的遷移、擴(kuò)散和降解規(guī)律,它根據(jù)HD模塊產(chǎn)生的水動(dòng)力條件,應(yīng)用對(duì)流-擴(kuò)散方程進(jìn)行計(jì)算,采用一維河流水質(zhì)模型。

水動(dòng)力模型的連續(xù)性方程和動(dòng)量方程如式(1)～式(2)。

(1)

(2)

其中:Q——流量,m3/s;

x——沿水流方向空間坐標(biāo),m;

t——時(shí)間坐標(biāo),s;

b——蓄存寬度,m;

h——水位,m;

q——單寬流量,m2/s;

α——?jiǎng)恿啃Ｕ禂?shù);

A——主槽過水?dāng)嗝婷娣e,m2;

g——重力加速度,m/s2;

C——謝才系數(shù),m1/2/s;

R——水力半徑,m。

一維河流水質(zhì)模型基本方程如式(3)。

(3)

其中:Ex——對(duì)流擴(kuò)散系數(shù),m2/s;

K——線性衰減系數(shù),s-1;

u——河流平均流速,m/s;

Cx——污染物質(zhì)量濃度,mg/L。

其他變量含義如前文所述。

2.2 模型構(gòu)建與邊界條件設(shè)置

在進(jìn)行相關(guān)資料收集的基礎(chǔ)上,圍內(nèi)所有河涌在模型中共概化為221條河涌(段),河道斷面采用100 m一個(gè)的實(shí)測斷面。結(jié)合潮漲潮落的時(shí)間序列和水位來控制水閘的調(diào)度。污染源分為生活污染、工業(yè)污染、內(nèi)源污染、徑流污染、農(nóng)田污染以及魚塘排水污染,對(duì)各河涌對(duì)應(yīng)的污染物總量進(jìn)行測算,并概化到對(duì)應(yīng)的河涌中?，F(xiàn)狀污染物解析用于模型率定,遠(yuǎn)期污染物解析用于模擬方案計(jì)算。入河排水量攜污染負(fù)荷作為邊界條件以沿程匯入的形式加入到模型中。

外江水道邊界,上游小欖水道與東江水道交匯處,以鶯哥咀實(shí)測潮位為邊界;容桂水道與雞鴉水道交匯處,以南頭實(shí)測潮位為邊界,下游橫門水道以橫門實(shí)測潮位為邊界。典型潮位站潮位數(shù)據(jù)如圖2所示(以2016年8月中旬為例)。

圖2 典型潮位站潮位變化Fig.2 Tide Level Changes of Typical Tide Monitoring Station

2.3 模型率定與驗(yàn)證

本研究采用實(shí)測數(shù)據(jù)對(duì)水動(dòng)力-水質(zhì)模型進(jìn)行率定。先根據(jù)經(jīng)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行參數(shù)設(shè)置,再對(duì)比模擬結(jié)果和實(shí)測結(jié)果反復(fù)調(diào)試,使河網(wǎng)各站點(diǎn)的模擬值與實(shí)測值吻合。各參數(shù)率定結(jié)果如下,河道糙率取0.033 0 s/m1/3,擴(kuò)散系數(shù)取10.000 0 m2/s,CODCr衰減系數(shù)取0.072 0 d-1,氨氮衰減系數(shù)取0.013 2 d-1,TP衰減系數(shù)取0.028 8 d-1。

水動(dòng)力率定時(shí)段選取2016年全年,通過全年水位過程定量分析、統(tǒng)計(jì)模型的計(jì)算精度,結(jié)果如表1所示。從結(jié)果來看,兩個(gè)站點(diǎn)在模擬時(shí)段內(nèi)的水位平均誤差在3～10 cm,確定性系數(shù)在0.98以上。水動(dòng)力模擬表明外江水道區(qū)間的計(jì)算潮位基本合理,能夠?yàn)閲鷥?nèi)進(jìn)水和出水提供可靠的邊界條件。

表1 水動(dòng)力模型率定結(jié)果分析Tab.1 Analysis of Hydrodynamic Model Calibration Results

在水動(dòng)力模型率定的基礎(chǔ)上,依據(jù)現(xiàn)狀污染負(fù)荷測算對(duì)內(nèi)河涌的水質(zhì)濃度進(jìn)行率定,模型計(jì)算時(shí)段為2019年全年,按季度對(duì)計(jì)算結(jié)果和實(shí)測結(jié)果對(duì)比分析,如表2所示。表中目標(biāo)值為地方環(huán)保部門提供的分季度實(shí)測水質(zhì)數(shù)據(jù),取樣位置為每條河涌的上、中、下游3個(gè)點(diǎn)位,取樣時(shí)間為3、5、8月和11月,3個(gè)點(diǎn)位的水質(zhì)平均值對(duì)應(yīng)代表此河涌該季度的平均水質(zhì)。模擬值為每條河涌上、中、下游3個(gè)斷面在對(duì)應(yīng)時(shí)間上的模型計(jì)算平均水質(zhì)濃度。CODCr誤差最大出現(xiàn)在第四季度,相對(duì)誤差為12.50%;氨氮誤差最大出現(xiàn)在第一季度,相對(duì)誤差為16.33%;TP誤差最大出現(xiàn)在第一季度,相對(duì)誤差為17.65%。分析結(jié)果認(rèn)為模擬值與實(shí)測值較接近,水質(zhì)模型能較準(zhǔn)確地反映河涌水質(zhì)情況。通過對(duì)水動(dòng)力-水質(zhì)模型率定結(jié)果分析,構(gòu)建的水質(zhì)-水動(dòng)力模型可運(yùn)用于研究該區(qū)域的水動(dòng)力、水質(zhì)變化情況。

表2 水質(zhì)模型率定結(jié)果分析Tab.2 Analysis of Calibration Results for Water Quality Model

2.4 水系調(diào)度方案及計(jì)算工況設(shè)置

根據(jù)A聯(lián)圍的地形及水系特點(diǎn),按照水系形成單向流、水體置換效率高、水質(zhì)改善的基本思路進(jìn)行水系調(diào)度。水系調(diào)度時(shí)控制D1、D4分區(qū)最高水位為1.0 m,D2、D3分區(qū)最高水位為0.8 m,最低水位均控制在0。通過引水閘與排水閘的錯(cuò)開調(diào)度,使河涌形成單向流;通過各分區(qū)進(jìn)水閘、排水閘位置的選取使內(nèi)河涌水體在最短時(shí)間內(nèi)被置換。聯(lián)圍整體地勢(shì)北高南低,北側(cè)閘門不宜作為排水閘,總體調(diào)度方案考慮“北引南排”或“兩邊引中間排”,通過各分區(qū)方案組合來探索最優(yōu)的水閘調(diào)度方案。調(diào)度方案設(shè)置如表3所示。

表3 水系調(diào)度方案Tab.3 Dispatching Plans of Water System

計(jì)算工況分為示蹤器工況和水質(zhì)分析工況,兩種工況的計(jì)算時(shí)間均為典型旱季12月。兩種計(jì)算工況下水動(dòng)力模型參數(shù)完全一致,計(jì)算結(jié)果均可用于水動(dòng)力分析。示蹤器工況下將內(nèi)河涌水質(zhì)概化為1,外江水質(zhì)概化為0,零時(shí)刻如圖3所示,用于分析不同水系調(diào)度方案下的內(nèi)河涌換水效率和甄別整體水動(dòng)力較差區(qū)域。水質(zhì)分析工況采用遠(yuǎn)期污染物測算數(shù)據(jù),并賦予“控源截污、內(nèi)源治理”工程對(duì)污染物削減率(截污率為75%、內(nèi)源治理控制率為60%),用于分析不同水系調(diào)度方案下的內(nèi)河涌水質(zhì)改善情況。每個(gè)分區(qū)流速分析斷面選取東西走向的骨干河涌及一條南北走向貫通河涌的中心位置進(jìn)行斷面數(shù)據(jù)展示,其中,D2、D3區(qū)無南北直接貫通的河涌,在分區(qū)中心河涌南北兩側(cè)各選取一條河涌。如圖3所示,共10個(gè)點(diǎn)位。

圖3 示蹤器工況零時(shí)刻及分析斷面Fig.3 Zero Time and Analysis Section of the Tracer Working Condition

3 結(jié)果與討論

根據(jù)表3設(shè)置的水系調(diào)度方案在示蹤器工況下的模擬計(jì)算結(jié)果,得出各工況下的換水效率和整體水動(dòng)力較差的區(qū)域。如圖4所示,兩個(gè)潮周期后,除斷頭河涌外,大部分河涌的水體已得到不同程度的置換。方案0的調(diào)度規(guī)則下,內(nèi)河涌南北兩側(cè)靠近外江水閘的部分基本已換水完成,離水閘較遠(yuǎn)的分區(qū)中心河道換水較差。方案1的調(diào)度規(guī)則下,靠近北側(cè)的內(nèi)河涌水體基本已得到置換,但是南側(cè)河涌換水較差。方案2的調(diào)度規(guī)則下,各分區(qū)的換水效率均不高。方案3的調(diào)度規(guī)則下,D1、D4分區(qū)情況與方案1類似,北側(cè)區(qū)域換水情況較好,南側(cè)較差,D2、D3換水效率均不高。

圖4 2個(gè)潮周期換水情況空間分布Fig.4 Spatial Distribution of Water Exchange during Two Tidal Cycles

4個(gè)潮周期后換水繼續(xù)進(jìn)行,內(nèi)河涌水體置換率進(jìn)一步提升,但總體空間分布與兩個(gè)潮周期時(shí)類似。對(duì)比分析4個(gè)潮周期和6個(gè)潮周期,如圖5、圖6所示,在6個(gè)潮周期時(shí),D3、D4分區(qū)水體置換基本完成;D1分區(qū)在方案0和方案2調(diào)度方案下的換水率較差,尤其是方案2;D2分區(qū)新開涌以北區(qū)域在方案1調(diào)度下,換水效率不及其余3個(gè)方案;D2分區(qū)新開涌以南區(qū)域在4個(gè)調(diào)度方案下?lián)Q水效果均不佳,甚至部分非斷頭河段水體完全未被置換。如圖7所示,8個(gè)潮周期時(shí),方案3水體基本已置換完成,換水速度上,方案3要優(yōu)于其余3個(gè)方案。根據(jù)模擬計(jì)算結(jié)果100 m一個(gè)斷面的水質(zhì)數(shù)據(jù)計(jì)算圍內(nèi)河涌的平均水體置換率,相較于現(xiàn)狀調(diào)度方案,方案1、3的平均水體置換率均有提升,其中方案3的提升率最高,對(duì)比方案0,內(nèi)河涌水質(zhì)平均值從0.129下降至0.106,下降約17.83%,水體置換率從87.10%提升至89.40%。但在方案3下,D2區(qū)域南側(cè)靠近外江的部分河段水體置換率仍較低。分析認(rèn)為,在D2區(qū)南側(cè)僅有2個(gè)水閘與外江相連,水閘分布密度遠(yuǎn)低于其他分區(qū),內(nèi)河涌水體與外江水體置換困難。應(yīng)在外江閘口增強(qiáng)引水,同時(shí)在內(nèi)河涌采取節(jié)制措施,增大水體置換率低河涌流量。

圖6 6個(gè)潮周期換水情況空間分布Fig.6 Spatial Distribution of Water Exchange during Six Tidal Cycles

圖7 8個(gè)潮周期換水情況空間分布Fig.7 Spatial Distribution of Water Exchange during Eight Tidal Cycles

根據(jù)表3設(shè)置的水系調(diào)度方案模擬計(jì)算結(jié)果,得出各工況下分析斷面月平均流速,如表4所示。在方案0的調(diào)度規(guī)則下,考核斷面月平均流速僅為0.028 m/s,平均流速流向與月平均流速流向相同的時(shí)間占比為55%,即45%的時(shí)間下河涌的流向與平均流速的流向是相反的,這也就導(dǎo)致了河涌的平均流速較低,河涌水體置換率低。相較于方案0,方案1、2、3的河涌流速與流向時(shí)間占比均大大提升,在“北引南排”或“兩邊進(jìn)中間排”的調(diào)度下,河涌流向與平均流向的時(shí)間占比均達(dá)到80%左右,河涌基本形成單向流的狀態(tài)。從流向時(shí)間占比看,方案1的單向流狀態(tài)最好,相較于方案0提升了27.87%;從平均流速看,方案3的流速最快,相較于方案0提升了146.43%。

表4 分析斷面月平均流速統(tǒng)計(jì)Tab.4 Statistics of Monthly Average Velocity for Section Analysis

根據(jù)表3設(shè)置的水系調(diào)度方案在水質(zhì)分析工況下的模擬計(jì)算結(jié)果,以氨氮作為代表指標(biāo),分析水系調(diào)度對(duì)水質(zhì)的影響,氨氮月平均濃度云圖如圖8所示。圖8中黑色為氨氮質(zhì)量濃度大于8 mg/L的河涌(段),為黑臭水體,洋紅色是氨氮質(zhì)量濃度為2～8 mg/L的河涌(段),為劣V類水體。整體來看,各方案下的水質(zhì)平均濃度云圖與示蹤器工況下河涌換水效率時(shí)空分布相吻合,D3、D4分區(qū)水質(zhì)情況較好,黑臭、劣V類河涌(段)主要集中在D1、D2分區(qū)。方案0、2下的水質(zhì)明顯不及方案1、3,主要體現(xiàn)在D1分區(qū);方案1、3下的D1、D3、D4結(jié)果類似,差異主要體現(xiàn)在D2分區(qū)新開涌以北,從分布云圖來看,方案3下的水質(zhì)要優(yōu)于方案1。

圖8 水質(zhì)分析工況氨氮月平均濃度云圖Fig.8 Cloud Map of Monthly Average Concentration of Ammonia Nitrogen

根據(jù)模擬計(jì)算結(jié)果100 m一個(gè)斷面的水質(zhì)數(shù)據(jù)計(jì)算每條河涌的平均氨氮濃度,統(tǒng)計(jì)結(jié)果如表5所示。從圍內(nèi)平均氨氮濃度和達(dá)標(biāo)河涌的比例來看,方案0、2的結(jié)果較為類似,均不及方案1、3。從V類水的達(dá)標(biāo)率和平均氨氮濃度來看,方案3下的水系調(diào)度對(duì)水質(zhì)的改善作用最為明顯,相較于方案0,河涌達(dá)標(biāo)比例從73.66%提高至85.85%,圍內(nèi)氨氮平均質(zhì)量濃度從1.99 mg/L降低至1.55 mg/L,下降幅度達(dá)22.11%。

表5 內(nèi)河涌氨氮濃度統(tǒng)計(jì)Tab.5 Statistics of Ammonia Nitrogen Concentration

值得注意的是,雖然在方案3下河涌整體達(dá)標(biāo)率以及圍內(nèi)河涌的平均氨氮濃度要明顯優(yōu)于其他方案,但黑臭河涌(氨氮質(zhì)量濃度>8 mg/L)的占比要高于其余方案。與河涌水體置換率結(jié)果類似,黑臭河涌主要集中在D2分區(qū)的南側(cè),分析認(rèn)為一方面原因是該區(qū)域河涌整體水動(dòng)力較差,從南側(cè)外江引水的條件下,整體引水量較少,而北側(cè)河涌從外江引水量大,在中間主干河涌形成頂托,污染物擴(kuò)散效果差。另一方面是因?yàn)樵搮^(qū)域養(yǎng)殖企業(yè)較多,污染物排放明顯高于其他區(qū)域。根據(jù)水體置換率以及污染物濃度模擬結(jié)果,應(yīng)增強(qiáng)該區(qū)域的整體引水,同時(shí)提高區(qū)域的截污比例,減少污染物的入河量。

4 結(jié)論

(1)應(yīng)用MIKE 11模型軟件構(gòu)建了A聯(lián)圍水動(dòng)力-水質(zhì)模型,水位率定結(jié)果確定性系數(shù)在0.98以上,水質(zhì)率定結(jié)果最大誤差為17.65%,模型精確度較高,可為A聯(lián)圍水系調(diào)度方案研究提供支撐。

(2)推薦方案3作為A聯(lián)圍水系調(diào)度方案,相較于現(xiàn)狀調(diào)度方案,內(nèi)河涌換水效率有一定提升;水體流向可基本實(shí)現(xiàn)單向流,分析斷面平均流速提高至0.069 m/s,較現(xiàn)狀調(diào)度方案提升約146.43%;圍內(nèi)河涌氨氮平均質(zhì)量濃度從1.99 mg/L降至1.55 mg/L,較現(xiàn)狀調(diào)度方案下降約22.11%,河涌達(dá)標(biāo)率提升至85.85%。

(3)本文主要針對(duì)水系調(diào)度進(jìn)行研究,但僅通過水系調(diào)度并不能實(shí)現(xiàn)圍內(nèi)所有河涌水質(zhì)達(dá)標(biāo),需進(jìn)一步分析研究斷頭河水系連通、水動(dòng)力較差的區(qū)域增強(qiáng)引水、部分區(qū)域加大截污比例,以減少污染物入河量等措施對(duì)區(qū)域水環(huán)境的改善作用,以實(shí)現(xiàn)聯(lián)圍內(nèi)河涌水質(zhì)全面達(dá)標(biāo)。