林志遠(yuǎn)

（中國水利水電第三工程局有限公司,陜西 西安 710000）

1 引言

目前,我國大部分城市河道水質(zhì)受到人類活動(dòng)影響[1,2],造成河床淤泥積壓、堤身水土流失及水質(zhì)富營養(yǎng)化等問題[3,4],對(duì)河流水生態(tài)環(huán)境帶來較大負(fù)面影響。針對(duì)河道水質(zhì)受污染狀況,開展河道水源補(bǔ)給設(shè)計(jì)顯得尤為重要,其有利于改善河流水質(zhì)[5],對(duì)泥沙淤積等具有排泥降淤作用。因而,開展河道水源補(bǔ)給方案設(shè)計(jì)研究對(duì)推動(dòng)水質(zhì)治理水平具有重要意義。楊媛媛等[6]、王正冉等[7]、陳秀洪等[8]基于河道水質(zhì)現(xiàn)狀,劃分出不同監(jiān)測斷面,通過布設(shè)傳感器等監(jiān)測手段,研究河道各特征斷面上水質(zhì)的時(shí)空演化特征,為評(píng)價(jià)河道水質(zhì)凈化處理或水源補(bǔ)給設(shè)計(jì)提供了依據(jù)。張?jiān)骆玫萚9]、季洪濤[10]、羅志潔[11]基于MIKE 水動(dòng)力學(xué)模擬平臺(tái),探討了動(dòng)水作用下水質(zhì)污染物遷移特征,分析了水質(zhì)特征參數(shù)受水力特性影響變化,有助于豐富河流水質(zhì)處理及評(píng)價(jià)水質(zhì)狀態(tài)成果。利用構(gòu)建水質(zhì)模型手段,可以建立水質(zhì)與污染物的演變,楊芬等[12]、裴羽佳等[13]采用WASP 模型、SWMM 模型等可以較好模擬水質(zhì)在動(dòng)水作用下水質(zhì)主要特征參數(shù)的演變,對(duì)研究水質(zhì)治理或凈化具有參考價(jià)值。本文基于西安皂河水源補(bǔ)給設(shè)計(jì)方案問題,建立了皂河水質(zhì)SWMM 模型,研究了水源補(bǔ)給點(diǎn)與補(bǔ)給量對(duì)水質(zhì)改善的影響,為皂河水源補(bǔ)給設(shè)計(jì)提供依據(jù)與參考。

2 水源補(bǔ)給方案

2.1 工程概況

西安長安區(qū)地表水資源分布不均,集中在該秦嶺北麓,而地表集水面積較大的峪道受水利工程限制影響,無法較大規(guī)模開發(fā)地表水資源,此對(duì)長安區(qū)供水帶來較大困難。當(dāng)前長安區(qū)地下水開發(fā)利用率遠(yuǎn)超安全標(biāo)準(zhǔn)值,達(dá)107.1%,部分區(qū)域甚至形成沉降漏斗,對(duì)區(qū)內(nèi)生產(chǎn)生活安全帶來潛在危險(xiǎn)。皂河在長安區(qū)境內(nèi)總長8.9 km,從流域內(nèi)河道斷面可劃分出上、中、下三個(gè)流段,其中皂河長安區(qū)上游段全長3.1 km,其地表供水主要面向泄洪排澇,特別針對(duì)北杜曲、申店兩鄉(xiāng)鎮(zhèn)部分村莊農(nóng)業(yè)退水,該區(qū)段內(nèi)兩側(cè)堤防已得到加固,監(jiān)測表明岸坡滲透坡降及堤身穩(wěn)定性均較佳。中游段涉及到河道暗涵,全長共有4.4 km,暗涵截面尺寸為3.1 m×2.2 m,設(shè)置有明渠蓋板,確保水資源不受其他污染源影響,該段河道地表水資源主要面向區(qū)域內(nèi)生活用水及工業(yè)用水,部分作為城市泄洪排澇使用,河道堤身采用混凝土與四季春植物生態(tài)護(hù)坡形式,見圖1,且該段河道寬度乃是皂河在全域內(nèi)最寬段,最寬之處可達(dá)4.5 m。皂河下游段全長1.2 km,采用明渠蓋板的河道斷面形式,底寬6 m,深4.02 m～4.22 m,河底為0.4 m 厚漿砌塊石底板,兩側(cè)為漿砌塊石重力擋土墻；下游段河道采用梯形斷面形式,兩側(cè)岸坡設(shè)置有底板為0.4 m 厚的漿砌塊石砌筑,堤頂有預(yù)制蓋板,并覆蓋厚度在0.15 m～0.2 m 的碎石填土,根據(jù)對(duì)皂河水生態(tài)體系監(jiān)測表明,河道兩側(cè)淤泥厚度較大,且泥質(zhì)成分較高,顆粒細(xì)度較低,而在皂河河道斷面發(fā)生彎曲時(shí),其迎水側(cè)淤積厚度高于背水側(cè),現(xiàn)場測試得知淤泥中含有銅元素高達(dá)115 mg/kg,而汞、砷、錳等元素含量分別可達(dá)1.28 mg/kg、7.78 mg/kg、395 mg/kg,表明皂河水質(zhì)受污染嚴(yán)重較高。且本文將皂河城區(qū)段排水系統(tǒng)進(jìn)行概化,從城區(qū)管網(wǎng)劃分,獲得4381 個(gè)匯水區(qū),見圖2,而概化排水系統(tǒng)后分析得知,皂河受排污系統(tǒng)影響,雨污合流,溢流污染頻次較高。為此,河道管理部門考慮皂河開展生態(tài)補(bǔ)水治理,其水源補(bǔ)給管道布設(shè)見圖3,管徑為600 mm,全段管線長5.1 km,最大引水量可達(dá)0.6 m3/s,以壓力泵式輸水,最大輸水耗散率不超過20%。由于輸水管線全覆蓋皂河上、中、下游三個(gè)區(qū)段,且補(bǔ)給量受上游補(bǔ)水水源控制影響,故工程設(shè)計(jì)部門應(yīng)確定最優(yōu)于皂河水質(zhì)凈化的補(bǔ)給點(diǎn)與最佳補(bǔ)給量。

圖1 堤身生態(tài)護(hù)坡設(shè)計(jì)

圖2 皂河匯水區(qū)概化圖

圖3 水源補(bǔ)給管道布設(shè)

2.2 方案設(shè)計(jì)分析

針對(duì)皂河水質(zhì)凈化問題,一方面進(jìn)行水生態(tài)治理與河道水下清淤,另一方面開展水源補(bǔ)給,重點(diǎn)針對(duì)皂河水質(zhì)問題設(shè)計(jì)最優(yōu)補(bǔ)給點(diǎn)與補(bǔ)給量。從皂河匯水區(qū)內(nèi)點(diǎn)、面源污染現(xiàn)狀調(diào)查,并結(jié)合引水管道分布,設(shè)計(jì)三個(gè)對(duì)比方案的補(bǔ)給點(diǎn),分別對(duì)應(yīng)皂河上、中、下游三個(gè)斷面,三個(gè)補(bǔ)給點(diǎn)斷面上設(shè)定為單一補(bǔ)給方案,補(bǔ)給量分別統(tǒng)一設(shè)定為3000 萬m3,研究分別在此三個(gè)斷面上補(bǔ)給量達(dá)到設(shè)定值后區(qū)段內(nèi)水質(zhì)演化特征。而從補(bǔ)給量設(shè)定來看,考慮上游水源最大供水量不超過5500 萬m3,故本文設(shè)定補(bǔ)給量對(duì)比方案為1500 萬m3,2500 萬m3、3500 萬m3、4500 萬m3、5500 萬m3。由于皂河各河道水質(zhì)污染物以化學(xué)元素居高,故筆者以水質(zhì)pH 值、COD 含量、氨氮含量及磷含量特征參數(shù)開展對(duì)比分析,并假定補(bǔ)給年限均為1年。從上述各對(duì)比方案中開展模擬計(jì)算分析,探討補(bǔ)給點(diǎn)、補(bǔ)給量對(duì)水質(zhì)參數(shù)影響,進(jìn)而確定最優(yōu)補(bǔ)給方案。

本文采用SWMM 水質(zhì)模型開展河道補(bǔ)給方案影響下水質(zhì)演化分析[12,14],該模型計(jì)算模塊單元見圖4,初始水質(zhì)參數(shù)在各方案中均保持一致,初始COD 與氨氮含量分別為75 mg/L、9 mg/L,并與現(xiàn)狀皂河水質(zhì)相吻合。并將河流水質(zhì)及污染質(zhì)成分進(jìn)行網(wǎng)格化,河道補(bǔ)水、增水狀態(tài)乃是網(wǎng)格化擴(kuò)展的進(jìn)程,而降雨及排污等水文、水力特征采用曲線沖刷模型進(jìn)行疊加,其水文參數(shù)的增加與迭代采用SWMM 輸入、輸出模塊,見圖5。

圖4 SWMM 模型模塊

圖5 SWMM 模型計(jì)算流程圖

3 補(bǔ)給點(diǎn)對(duì)河道水質(zhì)演變影響

3.1 pH 值變化

針對(duì)皂河上、中、下游不同補(bǔ)給點(diǎn)設(shè)計(jì),以河道SWMM水質(zhì)模型計(jì)算為抓手,獲得斷面上水質(zhì)pH值演變特征,見圖6。

圖6 pH 值受補(bǔ)給點(diǎn)影響變化特征

分析圖中pH 值變化可知,皂河水質(zhì)pH 值分布具有時(shí)間效應(yīng),不同補(bǔ)給點(diǎn)上pH 值差異性較大,在三個(gè)不同補(bǔ)給點(diǎn)中pH值最高均為1月,在上游補(bǔ)給點(diǎn)方案中該月pH值可達(dá)8.16,而同方案中的5月、8月pH 值較前者分別減少了32%、46.9%,同時(shí)該方案中11月、12月pH 值較1月的差幅均為25.2%,表明每年11月～12月、1月～2月皂河水質(zhì)pH 值均較穩(wěn)定,且分布水平較高,水質(zhì)中具有較大量的堿性污染物。從水質(zhì)pH 波幅來看,三個(gè)補(bǔ)給點(diǎn)方案中均在5月～9月分布遞減,整體為偏酸性水質(zhì)；而在2月～5月中三個(gè)方案中pH 值具有跳躍性變化,特別是在中、下游補(bǔ)給點(diǎn)方案中,3月～5月中pH 值最大波幅分別達(dá)24.6%、62.4%。筆者認(rèn)為,皂河水質(zhì)pH 值變化波幅與季節(jié)降雨密切相關(guān),當(dāng)降雨較頻繁且地下徑流活動(dòng)較活躍,則皂河水質(zhì)pH 值受稀釋較大,由此可見皂河水質(zhì)污染物以堿類為主；當(dāng)進(jìn)入冬季受降雨較少、徑流量較少的影響,導(dǎo)致水質(zhì)中和效果較弱,反映在pH 值水平較高[15]。

對(duì)比三個(gè)補(bǔ)給點(diǎn)方案pH 值變化可知,上游補(bǔ)給點(diǎn)方案中pH 值最大為8.16,全年pH 平均值為6,而中、下游河道全年平均pH 值較之分別增大了34.7%與減少了16.3%,表明上游補(bǔ)給點(diǎn)方案中對(duì)皂河水質(zhì)凈化稀釋效果較佳。中、下游補(bǔ)給方案中水質(zhì)pH 值最大水平均接近10,即補(bǔ)給點(diǎn)供應(yīng)水源無法有效稀釋堿類污染物,故選擇合理補(bǔ)給點(diǎn)對(duì)提升水質(zhì)具有重要意義。而在皂河流域內(nèi)雨季5月～9月,上游補(bǔ)給方案中平均pH 值為5.6,而中、下游補(bǔ)給方案中在該時(shí)序內(nèi)最大pH值超過7。因而,河道水質(zhì)凈化水源補(bǔ)給點(diǎn)應(yīng)靠近上游區(qū)段。

3.2 化學(xué)污染物含量變化

對(duì)皂河水質(zhì)模型分析,可獲得河道斷面上化學(xué)污染物含量在全年各月分布變化,見圖7。從COD 含量、氨氮含量變化可知,兩者具有相似性,但又具有各自變化特點(diǎn)；在全年各月時(shí)序上,不論是COD 含量亦或是氨氮含量,均從1月～2月份高含量水平開始遞減,直至7月～9月份達(dá)到最低水平,最終在11月～12月份達(dá)到另一峰值水平；有所不同的是,COD含量在11月～12月份內(nèi)分布穩(wěn)定,而氨氮含量在該時(shí)序段內(nèi)受波幅影響較大,如在下游補(bǔ)給點(diǎn)方案中11月、12月份氨氮含量差幅可達(dá)18.6%。

圖7 水質(zhì)污染物含量受補(bǔ)給點(diǎn)影響變化特征

對(duì)比補(bǔ)給點(diǎn)方案下污染物含量差異性可知,COD 含量水平最低為上游補(bǔ)給點(diǎn)方案,其全年COD 含量平均值為25.1 mg/L,峰值位于1月～2月,達(dá)43 mg/L,而中、下游補(bǔ)給方案中COD 含量的平均值較之分別增長了72.5%、129.5%。在冬季10月～12月穩(wěn)定段內(nèi),上游補(bǔ)給點(diǎn)COD 含量穩(wěn)定在25.3 mg/L,而下游補(bǔ)給方案中該時(shí)段內(nèi)COD 含量受補(bǔ)水路徑影響,仍然具有較高水平,達(dá)62.1 mg/L。分析認(rèn)為,上游補(bǔ)給方案中補(bǔ)水路徑更短、對(duì)下游水力勢能影響更大,更有助于排污、沖淤,對(duì)水質(zhì)污染物的遷移能力更大,故表現(xiàn)在污染物含量水平更低。氨氮含量中不同方案間差異更顯著,上游補(bǔ)給方案中河道平均氨氮含量為0.79 mg/L,而中、下游方案含量較之具有88.6%、146.8%增幅,且中、下游氨氮含量在全年各月中波幅性較大,特別是在降雨與地表活動(dòng)徑流影響下,在7月或9月中仍有氨氮含量增長,此與區(qū)段內(nèi)地表徑流造成的地表污染物回流、匯水等原因,引起氨氮含量水平增高。綜合pH 值與化學(xué)污染物含量變化特征,認(rèn)為上游補(bǔ)給點(diǎn)方案更利于水質(zhì)凈化。

4 補(bǔ)給量對(duì)河道水質(zhì)演變影響

4.1 pH 值變化

為研究水源補(bǔ)給量對(duì)河道水質(zhì)演變特征影響,本文給出不同補(bǔ)給量方案下全年河道水質(zhì)pH 值變化,見圖8。從圖中可知,并不是補(bǔ)給量愈大,河道水質(zhì)pH 值更趨中和,當(dāng)水源補(bǔ)給量過多時(shí),河道水質(zhì)并未發(fā)生較明顯中和,而是維持在與低補(bǔ)給量方案相當(dāng)?shù)膒H 水平,表明高補(bǔ)給量方案下凈化“技術(shù)”優(yōu)勢并未呈現(xiàn)。在補(bǔ)給量為1500 萬m3方案中,河道水質(zhì)pH 值最大為10.38,平均值為8.7,而在高補(bǔ)給量5500 萬m3方案中全年河道水質(zhì)pH 值較前者差幅不超過10%；在各補(bǔ)給量方案中,以補(bǔ)給量3500 萬m3方案下水質(zhì)pH 維持在中和狀態(tài),而其他方案中或由于凈化量不夠,或因?yàn)閮艋砍^河道水質(zhì)承載量,其水質(zhì)pH 值均未處于較理想狀態(tài)[16]。筆者認(rèn)為,當(dāng)水源補(bǔ)給量過多時(shí),且超過河道水質(zhì)最大承載量后,此時(shí)河道內(nèi)水質(zhì)主體已不再是原有皂河,而補(bǔ)給水源成為皂河內(nèi)主水體,原皂河水體中污染物演變成新主水體的污染源,進(jìn)而表現(xiàn)出水質(zhì)pH 值偏堿性或酸性。

圖8 水質(zhì)pH 值受補(bǔ)給量影響變化特征

4.2 化學(xué)污染物含量變化

同理,從水質(zhì)模型中提取獲得化學(xué)污染物含量變化特征,見圖9?；贑OD 含量與氨氮含量的變化可知,當(dāng)補(bǔ)給量愈多,COD 含量先減后增變化,而氨氮含量的變化具有一致性,呈遞減態(tài)勢；在補(bǔ)給量為1500 萬m3時(shí),河道全年各月COD平均含量為46.4mg/L,而以補(bǔ)給量3500 萬m3為變化節(jié)點(diǎn),在該節(jié)點(diǎn)前COD 平均含量隨補(bǔ)給量方案變化具有降幅26.3%,當(dāng)補(bǔ)給量超過3500 萬m3時(shí),COD 平均含量增長46.6%。氨氮含量在各補(bǔ)給量方案對(duì)比中,平均含量降幅為17.4%。從兩個(gè)參數(shù)的表現(xiàn)結(jié)果來看,COD 含量受補(bǔ)給量影響出現(xiàn)逆轉(zhuǎn)性變化特征,為避免河道凈化后水質(zhì)COD 含量出現(xiàn)“反哺”現(xiàn)象,應(yīng)控制水源補(bǔ)給量在3500 萬m3以下[17]。另一方面,氨氮含量受補(bǔ)給量影響,在各方案中的變幅有所差異,尤以補(bǔ)給量方案3500 萬m3后,該方案后的氨氮含量平均降幅較小,特別是在冬季11月～12月及1月～2月。綜合分析認(rèn)為,確定水源補(bǔ)給量在3500 萬m3時(shí)不論是COD 含量亦或是氨氮含量,均處于較佳凈化狀態(tài)。

圖9 水質(zhì)污染物含量受補(bǔ)給量影響變化特征

5 結(jié)論

（1）水質(zhì)pH 值分布具有時(shí)間效應(yīng),1月pH 值最高,而每年11月～12月、1月～2月水質(zhì)pH 均較穩(wěn)定,5月～9月pH 遞減；上游補(bǔ)給點(diǎn)方案中pH 平均值低于中、下游,且更趨于水質(zhì)中和。

（2）COD 含量與氨氮含量在1月～2月份最高,7月～9月份最低,但COD 含量與氨氮含量在11月～12月份分別具有峰值水平與較大波幅；上游補(bǔ)給點(diǎn)方案COD 含量與氨氮含量均為各方案中最低,而中、下游補(bǔ)給方案的氨氮含量在全年波幅性較大。

（3）水源補(bǔ)給量并未與pH 值呈一致性關(guān)系,高、低補(bǔ)給量方案下pH 水平相當(dāng),以補(bǔ)給量3500 萬m3方案下pH 值穩(wěn)定在中和狀態(tài)。

（4）水源補(bǔ)給量愈多,COD 含量先減后增變化,而氨氮含量為遞減；COD 含量在補(bǔ)給量超過3500 萬m3后具有反流效應(yīng),而氨氮含量在補(bǔ)給量3500 萬m3后平均降幅較小。