基于MIKE21水動(dòng)力模型的琵琶湖內(nèi)循環(huán)方案

郁片紅

(上海市城市建設(shè)設(shè)計(jì)研究總院<集團(tuán)>有限公司，上海 200125)

MIKE21是丹麥水力研究所開(kāi)發(fā)的系列水動(dòng)力學(xué)軟件之一，主要應(yīng)用于河口、海灣及海洋近岸區(qū)域的水流及水環(huán)境的模擬，可用來(lái)模擬潮汐動(dòng)力模擬、風(fēng)/波生流、二次環(huán)流、港工、航道、潰壩、海嘯等方面的水流現(xiàn)象。在模擬二維非恒定流的同時(shí)，可考慮干濕變化、密度變化、水下地形、潮汐變化等影響因素。MIKE21軟件中的水動(dòng)力學(xué)模塊(HD模塊)是其核心的基礎(chǔ)模塊，可模擬因各種作用力而產(chǎn)生的水位和水流變化及任何忽略分層的二維自由表面流。由于其模擬功能擴(kuò)大廣泛的水力現(xiàn)象與問(wèn)題的模擬，該模塊為泥沙傳輸和環(huán)境模擬提供了水動(dòng)力學(xué)的計(jì)算基礎(chǔ)[1]。

琵琶湖是余干城內(nèi)唯一的湖泊，位于余干城南，湖水面積達(dá)500余畝(1畝=666.67 m2)，是余干縣城市民賴以生存的棲息源泉，被親切地稱為“母親湖”、“市湖”。近年來(lái)，琵琶湖周邊生活污水直排、種植業(yè)以及水產(chǎn)養(yǎng)殖污染現(xiàn)象嚴(yán)重，入湖污染負(fù)荷已超過(guò)湖體的自凈能力，水質(zhì)出現(xiàn)惡化。現(xiàn)通過(guò)工程及管理措施，削減污染物，增加湖體自凈能力，提升琵琶湖水質(zhì)。

根據(jù)總體方案，首先進(jìn)行沿湖截污、湖內(nèi)清淤、周邊垃圾轉(zhuǎn)運(yùn)等外源內(nèi)源污染物削減措施，初步提升琵琶湖水質(zhì)，恢復(fù)生境；再進(jìn)行水體生態(tài)系統(tǒng)的構(gòu)建，包括通過(guò)水生動(dòng)植物及微生物的作用，建立食物鏈，進(jìn)一步提升水質(zhì)，抑制藻類(lèi)生長(zhǎng)，避免藻類(lèi)暴發(fā)，提高湖體的生態(tài)景觀效果。

1 研究?jī)?nèi)容

本文主要針對(duì)增加水動(dòng)力的工程措施進(jìn)行兩個(gè)方案比選。方案1：從互惠河引水，設(shè)有引水泵和閘，當(dāng)互惠河水位高時(shí)，可開(kāi)閘利用水位差從互惠河引水至琵琶湖，當(dāng)互惠河水位低時(shí)利用泵站從互惠河引水至琵琶湖。方案2：除了從互惠河引水外，在琵琶湖出水渠道還設(shè)有循環(huán)水泵站，將琵琶湖出水渠道的水通過(guò)循環(huán)水管再運(yùn)回琵琶湖進(jìn)水渠，以保持水動(dòng)力。由于水體中COD濃度對(duì)沉水植物的生長(zhǎng)影響較大，影響到整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)的構(gòu)建，故本文基于MIKE21水動(dòng)力模型模擬湖泊典型污染物COD濃度場(chǎng)，并結(jié)合經(jīng)濟(jì)指標(biāo)綜合評(píng)價(jià)分析，篩選最優(yōu)方案。

2 材料與方法

2.1 模型控制方程

MIKE 21 HD模型是MIKE 21 軟件包的內(nèi)容之一，作為二維水動(dòng)力模型，建立在數(shù)值求解二維淺水方程基礎(chǔ)上。在笛卡爾坐標(biāo)系下，通過(guò)對(duì)水平動(dòng)量方程和連續(xù)方程沿垂向進(jìn)行積分，得到二維淺水方程，如式(1)～式(3)。

(1)

(2)

(3)

其中：t—時(shí)間，d；

x、y—橫軸和縱軸坐標(biāo),m；

η—水位,m；

d—靜水水深,m；

h—表示總水深，h=η+d,m；

f—科氏力系數(shù)，f= 2Ωsinφ(Ω為地球自轉(zhuǎn)角速率，φ為地理緯度),s-1；

g—重力加速度,m/s2；

ρ—流體的密度,g/mL；

τsx,τsy,τbx,τby—x和y方向的表面風(fēng)應(yīng)力和底部切應(yīng)力,N；

Sf—源項(xiàng),kg/(m3·s)；

us，vs—源項(xiàng)水流流速,m/s。

MIKE 21Transport模型(TR模型)，考慮了污染物的對(duì)流擴(kuò)散和衰減，基本方程如式(4)。

(4)

其中：FC—水平擴(kuò)散項(xiàng),m；

Dh—水平擴(kuò)散系數(shù),m2/s；

St—源匯項(xiàng),m/s；

kp—線性衰減速率,d-1；

Cs—源匯項(xiàng)污染物濃度,mg/L。

2.2 水動(dòng)力與污染物輸運(yùn)模型建立

2.2.1 計(jì)算區(qū)域和網(wǎng)格

本模型網(wǎng)格節(jié)點(diǎn)總數(shù)為751，網(wǎng)格總數(shù)為1 359，網(wǎng)格空間步長(zhǎng)最小為14 m，最大為49 m。模型包括陸域岸線閉邊界、開(kāi)邊界和八條污染物入湖邊界，開(kāi)邊界和污染物入湖邊界采用流量和污染物濃度過(guò)程控制，如圖1所示(注：圖1，圖4～圖7，圖9～圖12均采用大地2 000坐標(biāo)系，橫坐標(biāo)表示琵琶湖在平面坐標(biāo)中的位置)。

圖1 琵琶湖計(jì)算區(qū)域和網(wǎng)格Fig.1 Calculation Area and Grid of Pipa Lake

2.2.2 參數(shù)設(shè)置

風(fēng)場(chǎng)采用歐洲中期天氣預(yù)報(bào)中心(ECMWF)提供的2014 年4 月1 日～2015 年6 月30 日數(shù)據(jù)，拖曳力系數(shù)為0.001 2；曼寧數(shù)為32 m1/3/s；降雨與蒸發(fā)采用月平均值。

2.2.3 數(shù)學(xué)模型驗(yàn)證

現(xiàn)狀下污染源主要包括生活污水排放污染源、農(nóng)業(yè)種植污染源和水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)污染源。污染物濃度分別根據(jù)2014年琵琶湖生活廢水排放量和污染物排放量、降水量和農(nóng)田種植污染物入湖量以及水產(chǎn)養(yǎng)殖污染物排放量計(jì)算，如表1所示。

降解系數(shù)參照相關(guān)研究成果，COD的降解系數(shù)取值3.0×10-7s-1。

表1 各類(lèi)型污染源污染物入湖濃度

以2015 年5 月13 日在SW3、SW4 和SW5琵琶湖水域取樣點(diǎn)(圖2)的水質(zhì)監(jiān)測(cè)結(jié)果作為一年平均水深減少0.7 m(2.5～1.8 m)情況的驗(yàn)證值，驗(yàn)證結(jié)果如表2所示，并將補(bǔ)水情況(即水深保持在2.5 m)作為參照進(jìn)行對(duì)比。

圖2 取樣點(diǎn)分布示意圖Fig.2 Distribution of Sampling Points

表2 琵琶湖水質(zhì)驗(yàn)證

2.3 模型計(jì)算

邊界入湖流量由徑流量和各區(qū)域面積計(jì)算，邊界劃分如圖3所示。以各個(gè)月份城鎮(zhèn)、農(nóng)田和綠地的邊界徑流量，逐月湖面降雨量、湖面蒸發(fā)量和湖底下滲量，為模型基礎(chǔ)參數(shù)。

圖3 邊界示意圖Fig.3 Schematic Diagram of Boundary

污染源輸入?yún)?shù)主要考慮外源污染、互惠河補(bǔ)水和底泥釋放3個(gè)因素，逐一確定各月污染物排放量，建立模型，進(jìn)行計(jì)算。

3 結(jié)果與討論

3.1 兩種方案下COD運(yùn)輸特性模擬

根據(jù)方案1和方案2，計(jì)算水深為2.5 m 和1.8 m的兩種濃度場(chǎng)，以此作為初始條件的濃度變化，添加不補(bǔ)水工況作為對(duì)照，計(jì)算結(jié)果如下。

(1)湖內(nèi)平均水深為2.5 m 的初始濃度場(chǎng)

模型計(jì)算結(jié)果表明，湖內(nèi)CODCr初始濃度在18～39 mg/L(圖4)。琵琶湖沿岸截污工程實(shí)施，在不補(bǔ)水情況下(圖5)，CODCr濃度年平均值為20.7 mg/L。引水工程實(shí)施后(方案1，圖6)，琵琶湖水質(zhì)改善效果明顯，CODCr濃度年平均值減小至10.3 mg/L，僅在湖的下游出現(xiàn)高濃度污染物，湖中部最小。水泵抽水(方案2，圖7)對(duì)琵琶湖水質(zhì)的改善程度并不大，CODCr年平均濃度維持在10.2 mg/L左右。由圖8可知，引水工程對(duì)水質(zhì)的改善作用具有一定的滯后性，在引水工程實(shí)施8 個(gè)月后，CODCr較不補(bǔ)水情況明顯下降，不同工況CODCr濃度對(duì)比如表3所示。

圖4 初始濃度場(chǎng) 圖5不補(bǔ)水工況下濃度場(chǎng)Fig.4 Initial Concentration Field Fig.5 Concentration Field without Replenishing Water

圖6 方案1工況下濃度場(chǎng) 圖7方案2工況下濃度場(chǎng)Fig.6 Concentration Field under Scheme 1 Fig.7 Concentration Field under Scheme 2

圖8 CODCr濃度變化過(guò)程Fig.8 Concentration Variation of CODCr

圖9 初始濃度場(chǎng) 圖10不補(bǔ)水工況下濃度場(chǎng)Fig.9 Initial Concentration Field Fig.10 Concentration Field without Replenishing Water

圖11 方案1工況下濃度場(chǎng) 圖12方案2工況下濃度場(chǎng)Fig.11 Concentration Field under Scheme 1 Fig.12 Concentration Field under Scheme 2

圖13 CODCr濃度變化過(guò)程Fig.13 Concentration Variation of CODCr

表3 CODCr年平均濃度

(2)湖內(nèi)平均水深為1.8 m的初始濃度場(chǎng)

模型計(jì)算結(jié)果表明，湖內(nèi)CODCr初始濃度在20～60 mg/L(圖9)。與湖內(nèi)水深為2.5 m時(shí)相比，由于初始濃度更高，不補(bǔ)水情況下年平均濃度增大至23.1 mg/L(圖10)，為IV類(lèi)水。方案1、2 下的CODCr年平均濃度(圖11和圖12)分別為10.9、10.8 mg/L。CODCr濃度的時(shí)空分布特征與水深為2.5 m 時(shí)的一致(圖13)。不同工況CODCr濃度對(duì)比如表4所示。

表4 CODCr年平均濃度

3.2 兩種方案CODCr濃度差評(píng)價(jià)

方案2 與方案1 相比，CODCr濃度變化量在-0.75～0.75 mg/L，上游水泵附近濃度增加量最大，下游水泵處濃度減少量最大，且湖東側(cè)濃度增加量大于西側(cè)，這是由于下游泵站抽來(lái)的高濃度(湖出口附近)水在逆時(shí)針沿岸流作用下沿右岸向下游輸運(yùn)，湖中部濃度等值線趨于與岸線平行。由于下游污染物濃度高于上游，加設(shè)循環(huán)水泵站后，由下游泵站抽得的高濃度水輸入上游，反而增加了上游的污染物濃度。水泵的設(shè)置雖減小了下游濃度，但導(dǎo)致湖上游濃度增加，并沒(méi)有起到明顯降低湖內(nèi)污染物濃度的作用。

3.3 經(jīng)濟(jì)分析

對(duì)兩個(gè)方案的工程建設(shè)費(fèi)用和年運(yùn)行成本進(jìn)行經(jīng)濟(jì)分析(表5)，結(jié)果表明方案2的工程建設(shè)費(fèi)用和年運(yùn)行成本均高于方案1。

表5 方案經(jīng)濟(jì)性比較

4 結(jié)論

通過(guò)MIKE21水動(dòng)力模型計(jì)算，以COD為例，加設(shè)內(nèi)循環(huán)水泵站對(duì)琵琶湖水域水質(zhì)的改善程度較為有限，僅對(duì)下游水質(zhì)起略微改善作用。由方案1可知，生活污水納管和互惠河引水工程措施可保證琵琶湖水域水深2.5 m處水質(zhì)顯著提高。另增加內(nèi)循環(huán)泵站，需額外增加初期投資和運(yùn)行費(fèi)用。因此，綜合考慮工程效果和工程造價(jià)，推薦實(shí)施方案1。