杜拉斯流域及河口浴場水質(zhì)模擬和評價

［法國］M.布雅爾等

1 概述

沿海水體的糞便污染是全球范圍內(nèi)一個較嚴重的問題，二級污水處理至今無法徹底去除污染物。進入到沿海水體的暴雨徑流、凈化系統(tǒng)及下水道排放的污水，也被定為重要的污染源。在評價和管理天然水系統(tǒng)方面，模型能起重要作用。模擬能提供沿海區(qū)域與條例相符性評價的工具，預(yù)測水質(zhì)降解和應(yīng)對歐盟規(guī)定的要求及各級浴場的標準(EC/7/2006)。已有幾個過程模型模擬流域受納水體中糞便污染物的輸移、殘留及水沙分區(qū)。正在開發(fā)通用分布式模型。本研究從最近公布的一些模型中，選擇了SWAT(土壤和水體評估工具)模型，因為該模型能有效模擬大腸桿菌通量。

拉米揚(La Mignonne)河位于布列塔尼，年均流量1.4 m3/s，是流域內(nèi)的主要河流，最終匯入杜拉斯河口。河源地海拔293 m，下游出口海拔4 m。洪峰流量主要發(fā)生在冬季(10月～次年3月)，日均流量達10m3/s。拉米揚河有5條支流，支流對干流的流量貢獻很低(小于15%)。近10a年均降水量700mm。杜拉斯流域人口大約6600人，其中幾乎10%生活在杜拉斯鎮(zhèn)或小村莊。人口居住密度平均為58人/km2，但沿海附近達188人/km2。流域內(nèi)人類活動包括上游大量飼養(yǎng)豬和雞的層架式飼養(yǎng)籠的畜牧業(yè)，以及下游少量乳牛牧場;大約69%的面積為農(nóng)業(yè)用地，其中44%為耕地，25%為牧場;另12%為森林，4.4%為原生植被。

拉米揚河匯入杜拉斯河的河口長約5 km。該區(qū)域受海洋氣流和水流的影響，大潮和小潮平均潮差分別為5.5 m和3.0m。河口人類活動包括娛樂(游泳、劃船、釣魚)和貝類生產(chǎn)(牡蠣殼粉和蚌類)，這些需要良好的微生物水質(zhì)，而河口水質(zhì)取決于拉米揚河流的地表水水質(zhì)。過去調(diào)查顯示，拉米揚河的大腸桿菌來量占到河口大腸桿菌通量的85%。杜拉斯流域的微生物污染來自城市廢水排放(流域內(nèi)的4個廢水處理廠)和非點源污染(尤其是施肥)，但缺少有助于確定這兩種污染源相對貢獻值的準確信息。不久前，微生物污染已導(dǎo)致浴場關(guān)閉，直接影響了旅游經(jīng)濟。

本文根據(jù)WWTP污染源和農(nóng)田徑流，預(yù)測浴場水體大腸桿菌濃度。研究使用2個關(guān)聯(lián)模型:①SWAT模型(評價土壤和水環(huán)境的工具)，用于模擬水流和預(yù)測徑流中大腸桿菌的農(nóng)業(yè)－水文學模型;②WARS－2D模型(應(yīng)用于區(qū)域尺度)，預(yù)測河口水體中大腸桿菌濃度的水動力模型。研究內(nèi)容包括:①收集信息和資料建立模型;②確定2個符合當?shù)貤l件的方案(WWTP輸入和流域徑流);③用SWAT和MARS模型模擬這些方案;④評估與降水事件有關(guān)的浴場關(guān)閉風險。

2 材料和方法

2.1 采樣和分析

采樣布點范圍較廣(干流、支流和污水處理廠出口處)，采樣時段為2007年1月～2008年1月，采樣頻率為每周1次，大腸桿菌采用微生物盤分析方法。此外系統(tǒng)記錄河道流量，用以通量計算。用拉米揚河水位站的大量數(shù)據(jù)較準和驗證河道流量(2000～2007年)。從當?shù)氐?個氣象站獲得日降水資料。

2.2 模 型

對包括SWAT 2005在內(nèi)的各種模型模擬的近幾年水質(zhì)結(jié)果進行評估。SWAT 2005模型是以天為時間步長、以流域為尺度，基于過程的模型，是美國農(nóng)業(yè)部正運用的源開放式模型。SWAT模型再現(xiàn)了水文過程，模擬過程中考慮了水體、農(nóng)用物生長、蒸發(fā)蒸騰、地表徑流、下滲、回流、侵蝕、營養(yǎng)物傳輸、農(nóng)藥噴灑天數(shù)及傳播、灌溉、地下水、水流輸移損失、池塘和水庫蓄水量、渠道走線、田間排水、植物生長耗水和其他過程。此外，SWAT模型中微生物單元使用一階降解方程，來模擬糞便細菌的死亡和繁殖。

式中，Ct為t時刻細菌濃度(cfu/100mL);C0為初始細菌濃度(cfu/100mL);K20為20℃下一階每天死亡率;t為 暴露時間，d;θ為溫度調(diào)整因子;T為溫度，℃。

運用SWAT模型應(yīng)輸入的參數(shù)包括地形(使用數(shù)字式高程模型)、土壤特征(土壤剖面)、土地利用資料(土地利用分為耕地、草地、森林、建設(shè)用地和水面)。本研究中WWTP輸入的大腸桿菌濃度為常數(shù)(4.9log10cfu/100mL)，根據(jù)當?shù)剞r(nóng)場提供的化肥量、規(guī)章和施肥活動，估計徑流中糞便污染物濃度。對2個方案進行了模擬。

(1)方案1。無關(guān)聯(lián)施肥(2007年3月5日、5月5日和6月27日)。

(2)方案2。5個月的施肥(2～7月)。

方案2中，施肥量按30t/hm2計，施肥面積按整個流域面積2456 hm的29%計，施肥時間根據(jù)當?shù)嘏c降水條件相關(guān)的條例確定(當降水量超過5 mm/d時，禁止施肥)。模擬時段內(nèi)共進行了71 d施肥。

將SWAT模型計算所得的流域主出口處大腸桿菌通量，引進水動力模型MARS－2D，進一步計算河口各測點處大腸桿菌的濃度，尤其是測點2靠近海濱浴場。MARS－2D模型由Ifremer建立和調(diào)試，是一個垂直平均的水動力模型。現(xiàn)運用該模型模擬各種污染物的擴散和稀釋，尤其是沿海區(qū)域的糞便污染物。本研究模擬2個方向，擴散系數(shù)取值1 m2/s，并綜合了一個細菌子模型。結(jié)果表明，河流和海洋水體中的大腸桿菌死亡是0.35(在20℃)。

2.3 統(tǒng)計分析

所有統(tǒng)計分析中，大腸桿菌濃度按log10進行轉(zhuǎn)換。對參數(shù)進行檢驗，對比各等級降水量的大腸桿菌濃度。

方差分析計算概率，各實測均值間的差異可能僅僅是由于偶然性引起。

3 結(jié)果和討論

表1列出了水位站實測的和SWAT模擬的河道流量特征。

表1 河道流量校準和驗證

用2000～2003年的流量資料完成模型校準，發(fā)現(xiàn)校準參數(shù)是可接受的，確定的相關(guān)系數(shù)令人滿意(r2=0.84)，文獻中 Nash－Suttcliffe效率 Ens為0.79。后用2004～2006年資料進行流量驗證，結(jié)果較好(r2=0.84，Ens=0.82)。圖1(a)說明2004～2006年河道流量模擬和實測值間的相互關(guān)系。此外，由圖1(b)可見，SWAT模型再現(xiàn)了2006年2～4月實測河道流量，模擬與實測的曲線相似。

SWAT模型模擬了方案1:4個WWTP排放和施肥活動。圖2說明了WWTP排放和無關(guān)聯(lián)施肥對河道大腸桿菌通量的影響。

圖1 2004～2006年河道流量模擬值和實測值的相互關(guān)系(a)及2006年2～4月河道流量模擬和實測過程(b)

圖2 WWTP排放和施肥對河流水質(zhì)的影響(方案1)

WWTP排放造成河流中大腸桿菌通量僅相當于6.3 log10cfu/d，幾乎不受降水的影響(見圖2)。然而，3月5日進行了施肥，當天降水量 30.8 mm，當天和前天降水量總和為52.2 mm，當天和前兩天的降水量總和為64.4 mm。緊接著就測到河流中大腸桿菌通量增長了一個數(shù)量級。河流中污染物反應(yīng)非常迅速(滯后時間不到1 d)，但水質(zhì)恢復(fù)至少1周。當在旱季之后進行田間施肥(2007年5月5日)，河道里的大腸桿菌通量保持穩(wěn)定。在5月10日之后，開始降水，河道內(nèi)再次測到污染物大腸桿菌，但濃度較低。由于肥料和土壤中大腸桿菌具有持續(xù)性，在持續(xù)降水之下導(dǎo)致污染物出現(xiàn)峰值。最后一次施肥是6月27日，那時日均降水量小于10mm，對河道污染幾乎沒有影響。

運用SWAT模型模擬2～7月允許施肥期間的定期施肥活動(方案2)，模擬結(jié)果符合大腸桿菌徑流。圖3說明流域內(nèi)測點1(水位站)、流域主出口測點2及河口測點3的大腸桿菌濃度變化。

圖3 2007年6月5～30日測點模擬值及實測值的變化

大腸桿菌濃度隨降水量而變化，由于化肥中細菌活動，在大雨期間(超過10mm/d)水體中污染物濃度增加。測點2和測點1的濃度峰值處于同一數(shù)量級，最大濃度出現(xiàn)在2007年6月24日，分別達到4.11 log10cfu/100mL 和 4.16 log10cfu/100mL，當天降水量達45.4 mm。與降水事件相對應(yīng)、其滯后時間不超過模型時間步長1 d的河流大腸桿菌濃度，在評估滯后時間上不允許有任何的更高精度。在雨量小于10mm/d的干燥天氣，測點2的大腸桿菌濃度高于測點1的濃度，這是由于測點2所在水體匯進了另一個子流域的水量，該子流域有2個WWTP排放口。此外，測點1的實測大腸桿菌濃度，同SWAT模型模擬的污染水平相符性較好。由于采樣是每周進行一次，因此無法得到河流污染物的逐日變化。模擬期間未采集到污染峰值，但在1 a研究期內(nèi)的2007年8月14日，實測最大濃度為4.78 log10cfu/100mL，相應(yīng)降水量為 24.8 mm(d0)和19.44 mm(d－1)，該值與模擬值一致。最近，檢驗了模型再現(xiàn)杜拉斯流域水體中1 a內(nèi)大腸桿菌濃度的潛力，使用頻率分析曲線成功實現(xiàn)了河流污染物的SWAT模型校準和驗證。

(1)由于污染物稀釋和衰減，在雨量不大時，測點2和測點3的大腸桿菌濃度差值大約為1 log10cfu/100mL，差異較小。在雨量多時，河口淡水量起的作用大于咸水量，差異相對較大。此外，對于每次大量降水，河口測點3實測的最大大腸桿菌濃度出現(xiàn)的時間在降水之后，降水事件和河口響應(yīng)之間有1 d的滯后。河流的日通量值被引用到MARS模型中，以研究河口水體中污染物的擴散。

河口模擬結(jié)果顯示，河流下游大腸桿菌濃度顯著下降。在高潮時刻，除其上游之外，河口水質(zhì)達標，因為高潮時潮流推動高質(zhì)量的水體進入河流，此時河口水質(zhì)比低潮時低一個數(shù)量級。然而由于大腸桿菌通量的連續(xù)輸入，低潮時來自流域的糞便污染物進入河口，并再次污染河口。說明潮汐和降水對河口大腸桿菌濃度變化具有非常重要的作用。

圖4說明模擬期間2007年2～7月及2000～2006年相同月份各等級日降水頻率。

圖4 日降水頻率

模擬期間降水量大于10mm/d的頻率為15.5%，但是2007年降水量相對較大。事實上，這樣的水平在2000～2006年僅出現(xiàn)了9.5%。2000～2006年實測到晴天占32.7%，而 2007年僅為22.7%。

本文目標是評價當?shù)厥┓势陂g的降水對河流污染物的影響(方案2)。本研究中，污染水平超過極限與降水事件有關(guān)。

根據(jù)浴場大腸桿菌水質(zhì)標準(500cfu/100mL)，本研究也計算了超標概率。T檢驗顯示，大于10mm/d的降水量對河流的大腸桿菌濃度有顯著的影響。河口測點3，5 mm/d降水量影響顯著，這種影響隨著距流域排放口距離的增加而減輕。測點3計算了超標率，計算結(jié)果見表2。

表2 測點3各等級雨量下超標率匯總

對照浴場水質(zhì)標準，大腸桿菌濃度超過500cfu/100mL的頻率為 7.1%，相應(yīng)降水量為 0～5 mm/d，而降水量在5～10mm/d或晴天，與其沒有顯著差異;對于降水量大于10mm/d，大腸桿菌濃度超過250cfu/100mL和500cfu/100mL的頻率分別為17.9%和21.4%。頻率與降水事件有關(guān)，分析結(jié)果見表2。

測點3模擬結(jié)果不達標的有13 d，其中5 d降水大于10mm，由于降水導(dǎo)致土壤過濾了污染物，另5 d降水量在0.1～5 mm/d范圍內(nèi)。

以上研究結(jié)果表明，2個關(guān)聯(lián)模型能再現(xiàn)一個流域與河口系統(tǒng)的大腸桿菌通量，再現(xiàn)降水對水質(zhì)的影響，同時也發(fā)現(xiàn)了隨降水和農(nóng)業(yè)活動而變化的大腸桿菌日通量對河口水體的作用。