基于WASP水質模型的漢江中下游調水前后水質模擬研究

柯 晶，李 曄，袁 江，李 昂，李松炳，古 琴

(1.武漢理工大學資源與環境工程學院，湖北武漢430070;2.湖北省環境科學研究院，湖北武漢430072)

漢江中下游流域是湖北省資源要素最為密集的地區之一，隨著國家南水北調中線工程以及梯級電站開發項目的實施，流域生態環境將變得更加脆弱，漢江水質惡化的風險大大提高。目前，針對梯級電站開發及南水北調中線調水對漢江中下游水環境影響的研究較多，但針對該流域調水后的污染物排放負荷與水質響應關系的研究未見報道。因此，開展調水前后漢江中下游水體水質變化趨勢與水質模擬分析與預測，根據模擬結果追溯其污染原因，對于控制該流域水體污染及生態環境安全風險控制具有重要意義。

流域水質模型是表達流域范圍內污染物隨時間和空間遷移與轉化規律的數學關系方程。建立了流域污染物排放負荷與水質的響應關系，還可以在科學的參數率定基礎上，對水質發展趨勢進行預測［1］。筆者根據漢江中下游的水動力特性、水文、污染物負荷資料及水質監測資料，應用WASP7.3模型對梯級電站開發及南水北調中線調水前漢江中下游的水質進行模擬，并與實測數據對比分析模型的適用性，分析了主要污染物(高錳酸鹽指數、氨氮)的時空分布和變化特征，并預測梯級電站開發及南水北調中線調水后的水質變化趨勢，為漢江中下游流域水環境質量的改善及流域水生態保護提供理論依據。

1 流域概況

漢江中下游流域位于111°～115°E，30°～33°N。從漢江丹江口以下到漢江河口段，河長652 km，集水面積約為6.4萬km2。沿途主要包括18個縣市(區)，其中位于干流沿岸有13個，包括丹江口市、老河口市、谷城縣、襄陽市、襄州區、宜城市、鐘祥市、沙洋縣、潛江市、天門市、仙桃市、漢川市和武漢市［2］。漢江中下游流域地勢西北高、東南低，有山地、丘陵、平原、濕地等多種地貌。丹江口大壩段～漢江襄陽段長162 km;襄陽段～鐘祥舊口段長170 km;鐘祥舊口段～武漢段長320 km［3］。漢江中下游流域位于亞熱帶季風氣候區，冬季受到蒙古高氣壓的影響，夏季受來自于太平洋高氣壓的影響，四季分明，光熱充足，雨熱同季。

2 WASP水質模型概述

2.1 簡介 WASP(The water quality analysis simulation program)模型是應用最廣泛的水質模型之一，最早由美國環保局開發出來，能夠應用于自然或人為污染造成的各種不同水環境中，如地表河流、湖泊和水庫、河口及海岸等［4］，同時還被稱為萬能水質模型。WASP7.3模型是由兩個獨立的可連接運行、也可分開執行的DYNHYD5和WASP7.3計算機程序組成的。其中，DYNHYD5是水動力程序，WASP7.3是水質模擬程序，水質模擬程序能夠與其他水動力程序連接運行，還可單獨運行［5－7］。WASP7.3 水質模擬程序由兩個子程序組成:富營養化模型EUTRO和有毒化學物模型TOXI。EUTRO可模擬和預測BOD、富營養化、DO等物質在河流中的遷移轉化過程。TOXI模塊可對溶解態和吸附態物質在水體中的遷移轉化情況進行模擬和預測［8－10］。

2.2 原理 WASP水質模塊的基本方程是一個平移-擴散質量遷移方程，它能描述任一水質指標的時空變化。對于任一無限小的水體，污染物的質量平衡式為:

式中，Ux、Uy、Uz為水體 3個方向的流速，m/s;Ex、Ey、Ez為水體3個方向的擴散系數，m2/s;C為污染物濃度，mg/L;SL為點源和非點源污染，g/(m3·d);SB為邊界污染物濃度，g/(m3·d);SK為動力轉換項，g/(m3·d)。

3 漢江中下游流域水質模擬與分析

3.1 河流概化與分段 對漢江干流水質進行模擬之前，必須把漢江干流河道概化，對河道進行分段。綜合考慮漢江水文條件與特點、漢江湖北段監測斷面、支流匯入、取水口與排污口等設置狀況，將漢江中下游干流分為65段。

3.2 污染負荷 以2012年漢江各河段的污染負荷作為模型驗證和預測的污染負荷(表1和2)。

表1 2012年漢江干流行政區點源污染負荷匯總

表2 2012年漢江干流行政區非點源污染負荷匯總

3.3 流量 模型計算中，要對各段的邊界流量和河道的起始流量進行輸入，并在各段加入各河段內匯入支流的流量。經綜合考慮，在收集資料不完整的情況下，現使用沿河各水文站(黃家港、襄陽、皇莊、沙洋、仙桃)的多年平均流量作為模型計算中的入河流量;南水北調工程實施后，各水文站的流量變化值作為預測模型中的入河流量。

3.4 參數確定 WASP水質模型需率定的重要參數有:20℃時硝化速度系數k12、20℃時高錳酸鹽指數衰減速度系數kc。參照漢江中下游水質模擬已有的研究成果和WASP用戶使用手冊，經過率定核算直到校驗結果滿意為止，最后確定參數如下:20℃時硝化速度系數k12=0.1 d－1，20℃時高錳酸鹽指數衰減速度系數kc=0.25 d－1。另外，20℃下硝化速率的溫度系數取值為1.07;硝化的氧氣限制半飽和系數取值為2。

3.5 模型驗證 為檢驗所選用水質模型在該研究中的實用性和可靠性，采用以現狀多年平均的水文條件作為水動力過程邊界條件，以沈灣監測斷面水質作為水質模型的上邊界條件，以表1和2中污染源污染負荷作為點源和面源污染入匯的污染負荷。采用所選用模型對2012年漢江中下游15個水質監測斷面的高錳酸鹽指數(CODMn)和氨氮濃度進行模型驗證。由圖1和2可知，高錳酸鹽指數和氨氮濃度模擬值與監測值的擬合度結果均較好。高錳酸鹽指數的模擬值與實測值相對誤差都小于20%，平均誤差為16.7%;氨氮濃度模擬值與實測值的相對誤差都小于25%，平均誤差為21.5%?？梢?，該模型能夠較好地模擬漢江水質的變化趨勢，選用該模型對漢江中下游干流河道進行水質模擬計算及預測。

3.6 梯級電站開發及調水后水質預測 根據南水北調之后的預測流量等水文參數，采用河流一維水質模型，模擬漢江中下游干流沿程水質分布，預測中線調水工程對漢江中下游水環境的影響。對調水前后不同污染負荷通過一維模型計算得出預測結果。Ⅱ類水質標準中高錳酸鹽指數為4 mg/L，氨氮濃度為0.5 mg/L;Ⅲ類水質標準中高錳酸鹽指數為6 mg/L，氨氮濃度為1 mg/L。

由圖3a和圖4a可知，調水前枯水期，漢江中下游水質達Ⅱ類水質標準;調水后漢江干流中下游各段河道水質中常規污染物高錳酸鹽指數上升5.7% ～27.7%，氨氮濃度升高14.5% ～33.1%。在襄樊、沙洋、武漢段會出現Ⅲ類水體。由圖3b和圖4b可知，調水前平水期，漢江中下游水質基本達Ⅱ類水質標準;調水后漢江干流中下游各段河道水質中常規污染物高錳酸鹽指數上升4.4% ～24.7%，氨氮濃度升高13.0% ～29.2%。在襄樊、沙洋、武漢段高錳酸鹽指數會超過Ⅱ類水質標準，氨氮濃度也有超過Ⅱ類水質標準的趨勢。由圖3c和圖4c可知，調水前豐水期，漢江中下游水質基本達Ⅱ類水質標準;調水后漢江干流中下游各段河道水質中常規污染物高錳酸鹽指數上升3.1% ～24.7%，氨氮濃度升高9.2% ～25.7%，但基本達到Ⅱ類水質標準。

漢江流域的水文季節變化較為鮮明，枯水期和豐水期的水文數據相差很大。綜合分析不同時期的水質變化，不難看出調水對枯水期水質影響明顯，而在平水期和豐水期干流的水質情況良好。南水北調中線工程及梯級開發使得大量河水被攔截，使得原本水量最少的枯水期的流量急劇減少，同時流速也變小，導致污染物遷移轉化作用減弱，這些均是導致水質惡化的重要原因。因此，為了使南水北調和梯級電站開發后漢江水質不受影響，必須加大污染物排放治理力度，減少污染物入河負荷十分必要。

根據漢江中下游流域社會經濟發展的實際情況，調查統計2012年的污染源數據。結果顯示，漢江流域污染物排放最大的是襄陽市和荊門市。雖然調查顯示大部分的企業、工業園區均設有污水處理設施，對于污染嚴重的企業，經處理后的廢水和污染物排放量仍然較大，還在繼續污染受納水體。值得注意的是，襄陽、荊門地區配套城市管網設施不夠完善，仍有部分生活污水未經處理直接排入地表水體。漢江中下游流域污染非點源污染源中，農村生活污染源中COD與氨氮的入河量占非點源污染源入河量的50%以上，以農業人口相對來說較多的棗陽、天門和仙桃等地區的農村生活污水產生量為最大。

4 結語

(1)根據漢江中下游水流特性和水質特點，運用WASP模型進行水質模擬。結果表明，高錳酸鹽指數的模擬值與實測值相對誤差都小于20%，平均誤差為16.7%;氨氮濃度的模擬值與實測值的相對誤差都小于25%，平均誤差為21.5%，滿足水質模擬的精度要求。

(2)調水前，漢江中下游水質基本達Ⅱ類水質標準;調水后，該流域各段河道水質中CODMn、氨氮濃度都有所升高，在枯水期的部分河段，如沙洋段水質會出現超標現象，武漢段和襄陽段出現水質超標的風險很大。根據預測結果，當地環保部門應加強對漢江流域水環境的保護，采取相應措施，如嚴格控制流域污染排放總量，完善流域配套城市管網設施建設，加強規?；笄蒺B殖污染防治工作等，以遏制漢江中下游流域水污染趨勢。

(3)基于WASP7.3水質模型的排污河水質模擬結果較滿意，能夠為漢江中下游流域水質預報和預測，污染物排放標準、水質規劃的制定，以及水域水質的管理提供一定的理論依據。

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