李強(qiáng)坤, 胡亞偉, 蘇 欣

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排水溝渠水-底泥-植物協(xié)同作用下非點(diǎn)源溶質(zhì)氮運(yùn)移模擬研究*

李強(qiáng)坤, 胡亞偉, 蘇 欣

(黃河水利委員會(huì)黃河水利科學(xué)研究院 鄭州 453003)

溝渠系統(tǒng)“過(guò)程攔截”是現(xiàn)階段農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染控制和管理的重要手段。針對(duì)當(dāng)前農(nóng)田排水溝渠水體-底泥-植物系統(tǒng)內(nèi)各介質(zhì)間非點(diǎn)源溶質(zhì)遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制不清的現(xiàn)狀, 在簡(jiǎn)要分析農(nóng)田排水溝渠水-底泥-植物復(fù)合生態(tài)結(jié)構(gòu)及其各組分功能特征的基礎(chǔ)上, 以溝渠中水體為中心, 解析了非點(diǎn)源溶質(zhì)氮在溝渠系統(tǒng)單一介質(zhì)以及不同介質(zhì)間的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程; 考慮到排水溝渠中水體和污染物均以沿溝渠方向線性遷移為主, 應(yīng)用水流連續(xù)方程和非保守性污染物遷移擴(kuò)散方程, 構(gòu)建了農(nóng)田排水及其中非點(diǎn)源污染物在排水溝渠中的一維遷移模型, 并結(jié)合試驗(yàn)溝渠具體情況進(jìn)行了適度簡(jiǎn)化; 通過(guò)內(nèi)業(yè)可控性監(jiān)測(cè)試驗(yàn), 同時(shí)提出了溝渠系統(tǒng)水-底泥-植物不同介質(zhì)對(duì)水體中非點(diǎn)源污染物衰減程度影響的量化計(jì)算方法; 將所建模型與計(jì)算參數(shù)應(yīng)用于野外試驗(yàn)溝渠, 以氨態(tài)氮和硝酸鹽氮為例進(jìn)行模擬, 結(jié)果表明模擬結(jié)果與實(shí)測(cè)值結(jié)合較好, 其中氨態(tài)氮模擬效率系數(shù)為0.87, 硝態(tài)氮模擬效率系數(shù)0.93, 表明所建模型及模擬手段符合試驗(yàn)溝渠實(shí)際情況, 具有較好的適用性。

非點(diǎn)源污染; 農(nóng)田排水溝渠; 水-底泥-植物系統(tǒng); 氮; 運(yùn)移模擬

隨著水環(huán)境問(wèn)題的突出以及工業(yè)廢污等點(diǎn)源污染的逐步整治, 由于化肥農(nóng)藥不科學(xué)施用而引起的農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染問(wèn)題日益引起人們的關(guān)注和重視。結(jié)合當(dāng)前我國(guó)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)現(xiàn)狀, 在加強(qiáng)田間“源頭控制”的基礎(chǔ)上, 充分發(fā)揮溝渠(塘)系統(tǒng)“過(guò)程攔截”是目前農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染控制和管理的重要手段[1-2]。灌區(qū)網(wǎng)狀分布的大量排水溝渠為非點(diǎn)源溶質(zhì)凈化提供了非常有利的“平臺(tái)”。農(nóng)田狹長(zhǎng)的排水溝渠可視為具有河流和濕地特征的獨(dú)特工程化生態(tài)系統(tǒng)[3], 在生態(tài)學(xué)和物理學(xué)上具有與線性濕地相似的功能[4]。大量的相關(guān)試驗(yàn)表明農(nóng)田排水溝渠對(duì)非點(diǎn)源溶質(zhì)具有較好的攔截效果。Meuleman等[5]指出, 天然溝渠能夠吸收水體中氮磷污染物, 其中對(duì)磷素的去除率高達(dá)90%~95%; Kr?ger等[6-7]研究發(fā)現(xiàn), 一條長(zhǎng)約400 m, 寬約7 m農(nóng)田排水溝對(duì)可溶性無(wú)機(jī)氮的截留率可以達(dá)到57%, 對(duì)磷素的截留率可以達(dá)到44%; 吳軍等[8]在江西省灌溉試驗(yàn)中心進(jìn)行的溝塘濕地對(duì)農(nóng)田面源污染的降解試驗(yàn)表明: 溝塘濕地對(duì)農(nóng)田排水中總氮、總磷的綜合去除率可達(dá)到70%~80%。隨著溝渠濕地研究的持續(xù)升溫, 類(lèi)似結(jié)果還有很 多[9-10]?？偨Y(jié)國(guó)內(nèi)外關(guān)于農(nóng)田排水溝渠系統(tǒng)凈化農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源溶質(zhì)的相關(guān)研究, 可得出以下結(jié)論: ①農(nóng)田排水溝渠對(duì)非點(diǎn)源溶質(zhì)具有明顯的凈化效果; ②應(yīng)用農(nóng)田排水溝渠“攔截”農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染尚未形成完善的理論體系, 當(dāng)前研究主要集中于局部或單條、多條溝渠的對(duì)比試驗(yàn)、水生植物備選及生態(tài)結(jié)構(gòu)形式探討等層面, 關(guān)于農(nóng)田排水溝渠水-底泥-植物系統(tǒng)內(nèi)各介質(zhì)間非點(diǎn)源溶質(zhì)的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制尚不清楚, 關(guān)于其間非點(diǎn)源溶質(zhì)的運(yùn)移模擬研究更少, 這也是阻礙溝渠濕地進(jìn)一步調(diào)控運(yùn)用的焦點(diǎn)和技術(shù)難點(diǎn)。為此, 本項(xiàng)研究以排水溝渠水-底泥-植物協(xié)同作用下非點(diǎn)源溶質(zhì)運(yùn)移為對(duì)象, 基于水流連續(xù)方程和污染物遷移轉(zhuǎn)化方程, 以監(jiān)測(cè)試驗(yàn)為基礎(chǔ), 通過(guò)估算水-底泥-植物不同介質(zhì)對(duì)水體中污染物衰減程度的影響, 以非點(diǎn)源溶質(zhì)氮為例, 對(duì)野外試驗(yàn)溝渠中氨態(tài)氮和硝酸鹽氮的運(yùn)移進(jìn)行了模擬, 以供后期進(jìn)一步研究借鑒參考。

1 溝渠生態(tài)特征與營(yíng)養(yǎng)鹽遷移轉(zhuǎn)化

1.1 溝渠生態(tài)特征

農(nóng)田排水溝渠系統(tǒng)起始于田間毛溝或農(nóng)溝, 經(jīng)支溝、干溝或總干溝排入外界大面積水體。排水溝渠的生態(tài)結(jié)構(gòu)一般可分為3個(gè)層次(圖1)。上層為水生植物突出水面之外的莖、葉, 并隨排水溝渠中的水位高低有所變化。水生植物一般為適于在排水溝渠環(huán)境中生長(zhǎng)的蘆葦()、蒲草(等挺水植物, 夏秋季生長(zhǎng)旺盛, 冬春季枯萎; 中間層為排水溝渠中輸送的農(nóng)田退水、浮游生物以及水生植物淹沒(méi)于水中的部分莖、葉, 溝渠中水位高低隨農(nóng)田灌溉(降雨徑流)而呈現(xiàn)周期性的變化; 底層為水生植物的根系、排水溝渠中富含營(yíng)養(yǎng)物的基質(zhì)底泥(淤積物)以及滋生于其中的各類(lèi)微生物。

農(nóng)田排水溝渠水-底泥-植物獨(dú)特的生態(tài)結(jié)構(gòu)決定了其特有的生態(tài)特征。排水溝渠中生長(zhǎng)著適應(yīng)于此環(huán)境的水生植物, 并在年內(nèi)周期性地生長(zhǎng)變化; 渠底基質(zhì)淤積物隨水位升降周期性地暴露、淹沒(méi); 底泥淤積物中豐富的“營(yíng)養(yǎng)源”保證了水生植物的生長(zhǎng)需求和其中各類(lèi)微生物的繁衍。當(dāng)農(nóng)田排水流經(jīng)時(shí), 其中的有機(jī)質(zhì)、氮、磷等營(yíng)養(yǎng)成分將發(fā)生復(fù)雜的物理、化學(xué)和生物轉(zhuǎn)化作用[11]。

1.2 溝渠氮營(yíng)養(yǎng)鹽遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程

由于過(guò)量施肥灌溉引起的田間氮素流失, 構(gòu)成農(nóng)田排水溝渠中主要營(yíng)養(yǎng)鹽。氮在農(nóng)田排水中主要以有機(jī)氮和無(wú)機(jī)氮兩種形式存在, 農(nóng)田排水溝渠水-底泥-植物系統(tǒng)中氮的遷移轉(zhuǎn)化包括礦(氨)化作用、硝化與反硝化作用、植物吸收和底泥吸附作用等。具體可分解為: 一是基質(zhì)底泥和水體之間氮的交換, 包括基質(zhì)底泥對(duì)水體中有機(jī)氮的沉積吸附以及基質(zhì)底泥的氨態(tài)氮再生作用, 基質(zhì)底泥中微生物對(duì)水體中氨態(tài)氮和硝態(tài)氮的吸收、分解, 水體與基質(zhì)底泥中氮的硝化與反硝化作用等。二是水生植物和水體間氮的轉(zhuǎn)化, 一方面水生植物可以直接從溝渠水體中吸收NH4+、NO3-離子并同化為自身所需要的物質(zhì)(蛋白質(zhì)和核酸等), 從而凈化水體; 另一方面由于植物生長(zhǎng)的周期性特征, 秋冬季節(jié)植物枯敗會(huì)增加水體中的有機(jī)氮, 進(jìn)而礦化為氨態(tài)氮, 引起水體二次污染。氮在農(nóng)田排水溝渠水-底泥-植物系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化可概括為圖2。

2 模型構(gòu)建與參數(shù)確定

2.1 溝渠系統(tǒng)水體及污染物遷移模型

考慮到排水溝渠中水體和污染物均以沿溝渠方向縱向遷移為主, 基于水流連續(xù)方程和非保守性污染物遷移擴(kuò)散方程, 文獻(xiàn)[12]將排水溝渠中水體及污染物運(yùn)移描述為式(1)和式(2)。

(2)

式中:為時(shí)刻通過(guò)排水溝渠斷面A的流量(m3·s-1);為側(cè)向流量強(qiáng)度(考慮溝渠側(cè)滲)(m3?s-1?m-1);為渠道過(guò)水?dāng)嗝婷娣e(m2);為模擬斷面距控制斷面的距離(m);為排水溝渠中典型污染物的濃度(mg·L-1);C為各排水溝渠“點(diǎn)源”匯入口典型污染物的濃度(mg·L-1);為支干級(jí)排水溝所接納的深層排水中某類(lèi)污染物的濃度(mg·L-1);為斷面平均流速(m·s-1);K為污染物剪切流彌散系數(shù)(m2·s-1), 又稱縱向彌散系數(shù), 是表征流動(dòng)水體中污染物在沿水流方向(或縱向)彌散的速率系數(shù), 其物理意義是: 單位時(shí)間內(nèi)污染物在縱向彌散的面積;為綜合衰減系數(shù)(d-1) , 指污染物在水體中衰減變化的速率, 其物理意義是單位時(shí)間內(nèi)污染物在水體中衰減掉的百分率。污染物綜合衰減系數(shù)不僅與污染物可降解性(或易衰減性)本身有關(guān), 還與水動(dòng)力條件及外界的水溫等有關(guān)。

本項(xiàng)研究外業(yè)試驗(yàn)溝渠為河南省人民勝利渠灌區(qū)清水渠, 試驗(yàn)段長(zhǎng)度600 m, 上下游控制斷面間沒(méi)有其他溝(渠)分支, 水流相對(duì)封閉, 上下游變化不大; 同時(shí)由于排水溝渠切割較淺, 溝渠深層二次排水及側(cè)滲較少。因此, 本項(xiàng)研究中可對(duì)公式(1)、公式(2)進(jìn)行簡(jiǎn)化, 去掉側(cè)向流量強(qiáng)度分支溝(渠)匯入項(xiàng)、溝渠深層排水項(xiàng), 進(jìn)而簡(jiǎn)寫(xiě)為公式(3)、公式(4)。

(4)

式中: 流量、斷面面積、流速、典型污染物濃度參數(shù)均可由試驗(yàn)測(cè)定。污染物剪切流彌散系數(shù)K可以利用模擬斷面上的實(shí)測(cè)流速或濃度資料進(jìn)行推求[13]。

2.2 綜合衰減系數(shù)的推求

綜合衰減系數(shù), 不僅反映了污染物在水體作用下降解速度的快慢, 還是研究區(qū)域水質(zhì)污染變化、計(jì)算水環(huán)境容量以及納污能力的重要參數(shù)。國(guó)內(nèi)外關(guān)于綜合衰減系數(shù)值的確定已有較長(zhǎng)的研究歷史, 但研究方法和成果多側(cè)重于河流和湖泊等大面積水體, 對(duì)農(nóng)田排水溝渠中綜合衰減系數(shù)的研究較少。

結(jié)合圖2所示溝渠系統(tǒng)內(nèi)部氮的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程, 進(jìn)一步研究可將農(nóng)田排水溝渠衰減系數(shù)分解為:

w+m+p(5)

式中:w指水體自身運(yùn)動(dòng)引起的污染物衰減(d-1), 如水體表層蒸發(fā)、水體內(nèi)部發(fā)生的硝化與反硝化作用等;m為溝渠底層淤積物引起的水體中污染物衰減(d-1), 圖2中可看出包括有機(jī)氮的沉降、對(duì)氨態(tài)氮的吸附和再生等, 其中包括底泥中的微生物對(duì)水體中污染物的分解等作用;p為溝渠中水生植物引起的水體中污染物衰減(d-1), 包括植物對(duì)水體中各類(lèi)含氮離子的吸附凈化(正值)以及由于水生植物枯敗引起的水體中有機(jī)氮進(jìn)而氨態(tài)氮等不同含氮污染物的增加(負(fù)值)。

w、m和p的確定可采用兩種方法, 一是必要的監(jiān)測(cè)試驗(yàn), 二是應(yīng)用相關(guān)動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行分解測(cè)算。本項(xiàng)研究中采用監(jiān)測(cè)試驗(yàn)的方法確定。

2.3 參數(shù)確定

為確定農(nóng)田排水溝渠中w、m和p不同時(shí)間段的變化, 鑒于溝渠外業(yè)試驗(yàn)多種影響因素的不可控性, 選擇在黃河水利科學(xué)研究院節(jié)水與農(nóng)業(yè)生態(tài)實(shí)驗(yàn)基地(河南省新鄉(xiāng)市)進(jìn)行靜態(tài)監(jiān)測(cè)試驗(yàn)。

涉及本項(xiàng)研究的試驗(yàn)包括3個(gè)相同規(guī)格的PVC試驗(yàn)?zāi)M箱(長(zhǎng)×寬×高: 2 m×0.65 m× 0.65 m), 其中1號(hào)模擬箱僅加入水樣, 可確定w; 2號(hào)模擬箱在箱底均勻鋪設(shè)20 cm底泥, 試驗(yàn)用底泥取自項(xiàng)目外業(yè)實(shí)驗(yàn)地——河南省人民勝利渠灌區(qū)清水渠, 并經(jīng)自然陰干、粉碎、去除雜質(zhì); 3號(hào)模擬箱在鋪設(shè)20 cm底泥的基礎(chǔ)上, 移栽已經(jīng)培育好的蘆葦, 初始種植密度為10株·m-2。試驗(yàn)時(shí)間段為2014年4月至2015年3月, 試驗(yàn)過(guò)程中結(jié)合外業(yè)試驗(yàn)溝渠實(shí)測(cè)污染物濃度采用水體中添加尿素[CO(NH2)2]和磷酸氫胺[(NH4)2HPO4]混合溶液調(diào)控水體中氮、磷濃度。水樣每10 d取樣1次, 底泥樣品每月采集1次。各項(xiàng)樣品提取按照相關(guān)規(guī)定進(jìn)行必要的前處理后進(jìn)行實(shí)驗(yàn)室化驗(yàn)分析, 主要分析儀器為Smartchem 140全自動(dòng)化學(xué)分析儀。

具體試驗(yàn)布置可參見(jiàn)文獻(xiàn)[14]。

依據(jù)水樣、底泥樣品中監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù), 應(yīng)用體積法計(jì)算水體中含氮量, 見(jiàn)式(6), 應(yīng)用質(zhì)量法計(jì)算底泥中氮含量, 見(jiàn)式(7)。

w=w′w(6)

m=m′m(7)

式中:wm分別為水體中、底泥中所含氮素(g);w為試驗(yàn)箱中水體體積(m3), 可在取樣時(shí)進(jìn)行現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定;m為每月取樣時(shí)試驗(yàn)箱中底泥質(zhì)量(kg), 可采用裝箱底泥總質(zhì)量扣除每次取樣提取的底泥質(zhì)量獲得;w為水體中相應(yīng)氮素體積比濃度(mg?L-1);m為底泥中質(zhì)量比濃度(g?kg-1)。

依據(jù)上式計(jì)算結(jié)果, 可進(jìn)一步計(jì)算w見(jiàn)式(8),m、p可同理?yè)?jù)此推算。

w=(w,i,1-w,i+1,1)/(w,i′) (8)

式中:、+1指相鄰兩次試驗(yàn)取樣;為兩次取樣期間間隔天數(shù)。

需要指出的是, 依據(jù)上述各式計(jì)算所得衰減系數(shù)是應(yīng)用靜止水箱模擬排水溝渠監(jiān)測(cè)試驗(yàn)獲得, 與野外農(nóng)田排水溝渠在水力特性、曝氣等方面還有一定出入, 其優(yōu)勢(shì)主要在于實(shí)驗(yàn)的可控性, 能夠分別估算底泥、水生植物對(duì)水體中溶質(zhì)的影響程度。

2.4 模型輸入與求解

模型計(jì)算時(shí), 水量采用第1類(lèi)(Dirichlet)邊界條件, 排水過(guò)程模擬上邊界條件為模擬排水溝起始端水量, 下邊界條件為排水溝出口控制水位, 計(jì)算模型為封閉性模型; 污染物計(jì)算采用第2類(lèi)(Neumann)邊界條件, 設(shè)定模擬排水溝起始端污染物濃度為初始條件。具體求解過(guò)程可以采用非耦合求解, 即先單獨(dú)求解水流連續(xù)方程, 求出有關(guān)水力要素后, 再求解污染物遷移轉(zhuǎn)化方程, 推求溝渠典型污染物輸出結(jié)果。

確定模型中有關(guān)參數(shù)后, 求解時(shí)水流方程采用四點(diǎn)隱式差分格式離散, 污染物質(zhì)隨流沿程衰減的剪切流彌散方程采用顯式差分格式, 應(yīng)用計(jì)算機(jī)編程進(jìn)行求解。

3 模型應(yīng)用與效果分析

3.1 模型驗(yàn)證

將前文所建模型及相關(guān)參數(shù)應(yīng)用于項(xiàng)目外業(yè)試驗(yàn)溝渠河南省人民勝利渠灌區(qū)清水渠進(jìn)行驗(yàn)證。該渠起始于河南省新鄉(xiāng)市原陽(yáng)縣, 流經(jīng)獲嘉縣并最終進(jìn)入人民勝利渠總干渠。清水渠因早年渠水清澈而得名, 近年由于兩側(cè)農(nóng)田化肥、農(nóng)藥施用及農(nóng)田排水進(jìn)入而使水質(zhì)變差。農(nóng)田灌溉期間, 由于上游大量排水進(jìn)入, 兩側(cè)農(nóng)田又從溝渠中提水進(jìn)行灌溉, 屬于灌排合一溝渠。試驗(yàn)溝渠段布置在清水渠與東一干渠交叉樞紐下游約500 m, 試驗(yàn)段總長(zhǎng)度600 m, 相對(duì)封閉, 沒(méi)有其他進(jìn)水口和排水口, 沿水流方向分別布設(shè)1、2、3號(hào)斷面, 詳見(jiàn)圖3所示。

模擬過(guò)程中, 以圖3中沿水流方向1號(hào)斷面(D1)所測(cè)氮的濃度作為輸入濃度, 3號(hào)斷面(D3)作為模擬的目標(biāo)濃度, 以氨態(tài)氮和硝酸鹽氮為例進(jìn)行模擬。結(jié)果見(jiàn)圖4。

圖4 氨態(tài)氮(a)和硝態(tài)氮(b)實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)與模擬數(shù)據(jù)(圖3中號(hào)斷面的輸出濃度)對(duì)比圖

3.2 模擬結(jié)果的合理性分析

將3號(hào)斷面實(shí)測(cè)氨態(tài)氮、硝態(tài)氮體積比濃度分別點(diǎn)繪于圖4?？梢钥闯鰣D4a中氨態(tài)氮的模擬結(jié)果與實(shí)測(cè)值在濃度峰值和低谷有差別, 2014年4月24日實(shí)測(cè)濃度峰值為0.41 mg?L-1, 模擬濃度為0.46 mg?L-1,實(shí)測(cè)濃度最低值為2014年8月12日的0.10 mg?L-1, 相應(yīng)模擬值為0.07 mg?L-1, 峰谷值略有出入; 計(jì)算模擬時(shí)段內(nèi)實(shí)測(cè)氨態(tài)氮體積比濃度平均值為0.23 mg?L-1, 模擬結(jié)果平均值為0.25 mg?L-1, 二者較為接近。比較圖4a中實(shí)測(cè)氨態(tài)氮體積比濃度和模擬濃度變化曲線, 二者變化趨勢(shì)基本一致。圖4b中對(duì)硝態(tài)氮濃度的模擬無(wú)論是模擬時(shí)段內(nèi)峰谷值的擬合程度以及濃度曲線的變化趨勢(shì), 模擬結(jié)果均好于圖4a中對(duì)氨態(tài)氮的模擬, 計(jì)算水體中實(shí)測(cè)硝態(tài)氮體積比濃度平均值為0.98 mg?L-1, 模擬平均值為1.02 mg?L-1, 二者更為接近。

為進(jìn)一步分析模擬結(jié)果的合理性, 同時(shí)采用Nash-Suttcliffe模擬效率系數(shù)(NSC)對(duì)模型模擬結(jié)果進(jìn)行評(píng)價(jià)。計(jì)算公式見(jiàn)式(9):

式中:obs為實(shí)測(cè)值,calc為模型計(jì)算值,為實(shí)測(cè)值的算術(shù)平均值。當(dāng)模型計(jì)算值和實(shí)際監(jiān)測(cè)值相等時(shí), NSC=1, 模擬效果最好; 通常NSC在0~1之間, NSC越大, 說(shuō)明計(jì)算值與觀測(cè)值匹配程度越好。

應(yīng)用式(9)進(jìn)行計(jì)算, 氨態(tài)氮模擬效率系數(shù)(NSC)為0.87, 硝態(tài)氮的NSC為0.93, 同上述分析結(jié)果基本吻合, 說(shuō)明模型模擬結(jié)果均可以接受(大于0.75), 其中模型對(duì)硝態(tài)氮的模擬精度略高于對(duì)氨態(tài)氮的模擬精度。

4 討論與結(jié)論

目前, 單純用于描述農(nóng)田排水溝渠系統(tǒng)水體及污染物運(yùn)移的數(shù)學(xué)模型較少, 大部分模型都是在湖泊或河流模型的基礎(chǔ)上發(fā)展起來(lái)的。20世紀(jì)90年代, 基于淺水湖泊富營(yíng)養(yǎng)化模型PCLake的基礎(chǔ)上, 荷蘭瓦跟寧根大學(xué)(Wageningen UR)開(kāi)發(fā)了PCDitch模型[15-16], 該模型包涵營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)、藻類(lèi)、水生植物、底棲動(dòng)物、浮游動(dòng)物和魚(yú)類(lèi)等模塊, 同時(shí)包括水體和底泥區(qū)域, 是用于模擬農(nóng)田溝渠水環(huán)境變化及其對(duì)溝渠生物影響的富營(yíng)養(yǎng)化模型。之后的Waterpas-models模型能夠預(yù)測(cè)溝渠水位變化和耕作方式等對(duì)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)力、農(nóng)業(yè)收益和環(huán)境造成的影響[17], 模型模擬發(fā)現(xiàn), 過(guò)高的溝渠水位不僅會(huì)減少農(nóng)業(yè)收成和降低農(nóng)民的經(jīng)濟(jì)收益, 而且還會(huì)增加地表水中的營(yíng)養(yǎng)負(fù)荷, 從而加重區(qū)域農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染。國(guó)內(nèi)方面, 由于灌區(qū)農(nóng)田排水溝渠系統(tǒng)多呈“樹(shù)”型分級(jí)布設(shè), 類(lèi)似于線性河網(wǎng)系統(tǒng), 因此溝渠系統(tǒng)水體和其中污染物的模擬多借鑒河道水質(zhì)水量模型進(jìn)行構(gòu)建, 水量模擬采用水流連續(xù)方程, 其中的污染物采用一維的非保守污染物遷移轉(zhuǎn)化方程模擬[18-19],也都取得了不錯(cuò)的模擬效果并成為當(dāng)前用于溝渠系統(tǒng)水體和污染物運(yùn)移模擬的主要模型。

應(yīng)用水流連續(xù)方程和非保守污染物遷移轉(zhuǎn)化方程模擬存在的最大問(wèn)題在于要有一定的溝渠試驗(yàn)監(jiān)測(cè)資料進(jìn)行明顯的驗(yàn)證和校正, 其中的難點(diǎn)主要在于典型污染物綜合衰減系數(shù)的確定。由圖2中排水溝渠水-底泥-植物中氮的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程可以看出, 其中氮的遷移轉(zhuǎn)化非常復(fù)雜, 文獻(xiàn)[18]曾把影響綜合衰減系數(shù)的因素分為6類(lèi), 并認(rèn)為很難一一描述, 采用反問(wèn)題求解技術(shù)確定了綜合衰減系數(shù)。文獻(xiàn)[19]也認(rèn)為綜合衰減系數(shù)是農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源溶質(zhì)在排水溝渠系統(tǒng)中多種作用的綜合, 其中包括: 水體中污染物沉降、已經(jīng)沉降污染物的再懸浮、渠底沉積物對(duì)水體中污染物的截留、吸附等多個(gè)過(guò)程, 認(rèn)為在實(shí)際工作中這些過(guò)程、作用很難監(jiān)測(cè)和區(qū)分, 因此一般取其綜合作用效果, 并在具體計(jì)算過(guò)程中, 根據(jù)不同級(jí)別排水溝渠典型渠段斷面試驗(yàn)資料通過(guò)兩點(diǎn)法確定了綜合衰減系數(shù)。這兩種處理方法實(shí)質(zhì)是將圖2中所述溝渠系統(tǒng)水-底泥-植物復(fù)合生態(tài)體系中各類(lèi)遷移轉(zhuǎn)化作用進(jìn)行了歸一處理, 不能分類(lèi)突出各生態(tài)組分在體系中的作用機(jī)制。本項(xiàng)研究中, 依據(jù)排水溝渠水-底泥-植物中氮的遷移轉(zhuǎn)化特征, 將綜合衰減系數(shù)進(jìn)一步細(xì)化為3部分, 分別是: 水體自身運(yùn)動(dòng)引起的污染物衰減系數(shù)w、溝渠底層淤積物引起的水體中污染物衰減系數(shù)m及溝渠中水生植物引起的水體中污染物衰減系數(shù)p, 并結(jié)合模擬實(shí)驗(yàn)進(jìn)行參數(shù)確定, 相比于以往的綜合作用而言研究進(jìn)一步深入, 也更加符合排水溝渠水-底泥-植物單一介質(zhì)及不同介質(zhì)間的相互作用機(jī)制。

從模擬結(jié)果看, 文獻(xiàn)[19]應(yīng)用式(1)、式(2)對(duì)青銅峽灌區(qū)第一排水溝溝渠系統(tǒng)水量和污染物進(jìn)行了模擬, 并同樣采用Nash-Suttcliffe模擬效率系數(shù)對(duì)模型模擬結(jié)果進(jìn)行了評(píng)定, 效率系數(shù)為0.82; 本次研究結(jié)合研究溝渠實(shí)際情況, 將原式(1)、式(2)簡(jiǎn)化為式(3)、式(4), 對(duì)研究溝渠氨態(tài)氮、硝酸鹽氮運(yùn)移情況進(jìn)行模擬, 氨態(tài)氮模擬效率系數(shù)為0.87, 硝態(tài)氮模擬效率系數(shù)為0.93, 均具有較好的模擬效果。

綜合上述, 本文研究結(jié)論可歸納如下:

1)在簡(jiǎn)要分析農(nóng)田排水溝渠水-底泥-植物獨(dú)特的生態(tài)結(jié)構(gòu)基礎(chǔ)上, 提出了非點(diǎn)源溶質(zhì)氮在溝渠水-底泥-植物系統(tǒng)內(nèi)遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程。

2)結(jié)合農(nóng)田排水溝渠水污運(yùn)移特點(diǎn), 基于水流連續(xù)方程和污染物遷移轉(zhuǎn)化方程, 初步構(gòu)建了農(nóng)田排水溝渠水污運(yùn)移模型, 并通過(guò)監(jiān)測(cè)試驗(yàn), 提出了水-底泥-植物不同介質(zhì)對(duì)水體中非點(diǎn)源污染物衰減程度影響的量化計(jì)算方法。

3)將所建模型與計(jì)算參數(shù)應(yīng)用于野外試驗(yàn)溝渠, 以氨態(tài)氮和硝酸鹽氮為例進(jìn)行模擬, 結(jié)果表明模擬結(jié)果與實(shí)測(cè)值結(jié)合較好, 其中氨態(tài)氮模擬效率系數(shù)為0.87, 硝態(tài)氮模擬效率系數(shù)0.93, 表明所建模型和參數(shù)計(jì)算結(jié)果具有可適用性。

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Simulation of non-point source solute nitrogen transport in drainage ditches under water-sediment-aquatic plant synergy*

LI Qiangkun, HU Yawei, SU Xin

(Institute of Yellow River Hydraulic Research, Yellow River Conservancy Commission, Zhengzhou 450003, China)

Along highlighted water environmental issues and gradual evolution of point source pollution (PSP) such as industrial waste, agricultural non-point source pollution (AGNSP) due to non-scientific applications of fertilizers and pesticides has had an increasing attention in recent years. On the basis of strengthening field “source control”, making the best use of agricultural drainage ditch/pond system (interception process) is critical for agriculture non-point source pollution control and management. Drainage ditches have compound ecosystem structures, which are consisted of water-sediment-plant synergy. Migration and transformation of non-point source solute is important in the study of interception, control and management of agricultural non-point source pollution in drainage ditches. However, non-point source solute transformation processes in each medium in water-sediment-plant system of farmland drainage ditch have remained largely unclear. Based on the analysis of ecological structure and drainage ditch characteristics, this paper described the transformation of non-point source soluble nitrogen in water-sediment-plant system of farmland drainage ditch. In combination with the characteristics of farmland drainage ditch water pollution migration, a model of agricultural water pollution migration in drainage ditch system was constructed. The model was based on continuity equation for flow and pollutants migration. It was used to test, monitor and advance a quantitative method of calculation of the effect of different water-sediment-plant media on attenuation degree of non-point source pollutant in water body. Using Qingshui drainage ditch in the People’s Victory Canal Irrigation District in Henan Province as a case study, the model was used to calculate the parameters of a field experimental ditch loaded with ammonia nitrogen and nitrate nitrogen pollutants. The results showed that the simulated and measured values fitted well. The simulation efficiency coefficient of ammonia nitrogen was 0.87 and that of nitrate nitrogen was 0.93. The results demonstrated that the model was available and effective for the simulation of drain pollution in ditches in agricultural farmlands.

Non-point source pollution; Farmland drainage ditch; Water-sediment-plant system; Nitrogen; Transportation simulation

10.13930/j.cnki.cjea.160798

X143; X52

A

1671-3990(2017)03-0460-07

2016-09-06 接受日期: 2016-12-08

* 國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(51379085)資助

* This research was supported by the National Natural Science Foundation of China (51379085).

Corresponding author, LI Qiangkun, E-mail:liqiangk@126.com

李強(qiáng)坤, 主要研究方向?yàn)樯鷳B(tài)水文與環(huán)境水文、農(nóng)業(yè)水土環(huán)境等。E-mail:liqiangk@126.com

Sep. 6, 2016; accepted Dec. 8, 2016