CN113627092B - 一种湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法 - Google Patents

一种湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法 Download PDF

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Abstract

本发明公开了一种湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法，包括S1、获取研究区域的地形高程数据、水文数据、气象数据、风场数据、污染源数据、水质数据、社会经济等数据；S2、基于MIKE21模型的水动力模块，构建湖泊湿地水动力模型，并进行模型参数率定；S3、基于MIKE21模型中的对流扩散模块和ECOlab模块，构建基于多类污染物源汇过程迁移转化的水质模型；S4、湖泊湿地水动力水质模型耦合，并进行水质率定和验证；S5、选取典型调水和污染物削减工程的单一调控情景或者联合调控情景，基于湖泊湿地水动力水质模型模拟，核算湖泊湿地在单一调控情景或者联合调控情景下污染物的水环境效益。

Description

一种湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法
技术领域
本发明属于污染物迁移转化的技术领域，具体涉及一种湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法。
背景技术
在社会经济迅速发展的形势下，强人类活动改变水动力和水环境条件，也加剧了水环境变化因素与方向的复杂性和不确定性。湖泊的开发利用强度不断加大，水质持续下降。由于湖泊水域面积相对较大，形态复杂，单一的水动力模型和水质模型已经无法描述水动力的动态变化，以及水环境受多种污染源变量影响的复杂迁移转化过程。另外，现有的湖泊水动力和水质模型主要集中污染物浓度和负荷量的变化研究，存在污染源来源分类较粗和不同污染源的源汇转化考虑不足等问题，需要进一步扩大污染源的核算范围，加强基于多类污染物源汇过程的水质模拟技术。
在水环境治理和管理方面，我国大多采用的是粗放式治理和管理方式，主要体现在水环境模拟缺乏科学定量方法，工程措施调控的动态性分析不足，使得在水环境监测信息与水质模型污染物迁移运动的模拟结果出现脱节现象，污染负荷削减任务的制定缺乏科学的测算，严重影响区域水环境精细管理的发展，对有效解决湖泊水环境问题造成困难。
发明内容
本发明的目的在于针对现有技术中的上述不足，提供一种湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法，以解决或改善上述的问题。
为达到上述目的，本发明采取的技术方案是：
一种湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法，其包括以下步骤：
S1、获取研究区域的地形高程数据、水文数据、气象数据、风场数据、污染源数据、水质数据和社会经济数据；
S2、基于MIKE21模型的水动力模块，构建湖泊湿地水动力模型，并进行模型参数率定和验证；
S3、基于MIKE21模型中的对流扩散模块和ECOlab模块，构建基于多类污染物源汇过程迁移转化的水质模型；
S4、湖泊湿地水动力水质模型耦合，并进行水质参数率定和验证；
S5、选取典型调水和污染物削减工程的单一调控情景或者联合调控情景，并基于湖泊湿地水动力水质模型模拟，核算湖泊湿地在单一调控情景或者联合调控情景下污染物的水环境效益。
本发明提供的湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法，具有以下有益效果：
与现有技术相比，本发明构建的湖泊湿地水动力水质耦合模型，综合考虑了地形、气象、土地利用类型、水文和多类污染源等因素对水质变化的影响，尤其是囊括了水生植物、水产养殖和底泥作为污染物的排放源项和汇集项等各种复杂污染物，准确的模拟湖泊湿地污染物浓度的时空变化和迁移转化过程，提高了研究区域污染物模型的模拟精度。基于湖泊湿地现有实际和规划工程，选取典型调水和污染物削减工程，建立工程措施的单一调控情景或者联合调控情景，通过水环境效益识别湖泊湿地水环境质量改善的关键节点，明确湖泊湿地污染物治理的重点区域和工程实施的规模、位置、强度等任务，有利于决策者通过实际情况及时调整调控方案，提升湖泊湿地水污染防治的精细化管理能力。
附图说明
图1为湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法的流程图。
图2为以白洋淀为典型湖泊的水文水质迁移转化过程概念图。
图3为白洋淀地理位置和水系图。
图4为白洋淀地形高程图。
图5为白洋淀污染源空间分布图。
图6为白洋淀地形网格划分图。
图7为白洋淀2017年降雨、蒸发、风速风向的年内变化图。
图8为白洋淀湖底糙率空间分布图。
图9为以白洋淀为典型湖泊的污染物迁移转化过程图。
图10为白洋淀调水工程后水动力改善情况：上图对应无调水工程情景、中图对应调水方案1、下图对应调水方案2。
图11为白洋淀调水工程后总磷污染物改善情况：上图对应无调水工程情景、中图对应调水方案1、下图对应调水方案2。
具体实施方式
下面对本发明的具体实施方式进行描述，以便于本技术领域的技术人员理解本发明，但应该清楚，本发明不限于具体实施方式的范围，对本技术领域的普通技术人员来讲，只要各种变化在所附的权利要求限定和确定的本发明的精神和范围内，这些变化是显而易见的，一切利用本发明构思的发明创造均在保护之列。
根据本申请的实施例一，参考图1和图2，本方案的湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法，其包括：
步骤S1、获取研究区域的地形高程数据、水文数据、气象数据、风场数据、污染源数据、水质数据和社会经济数据；
步骤S2、基于MIKE21模型的水动力模块，构建湖泊湿地水动力模型，并进行模型参数率定和验证；
步骤S3、基于MIKE21模型中的对流扩散模块和ECOlab模块，构建基于多类污染物源汇过程迁移转化的水质模型；
步骤S4、湖泊湿地水动力水质模型耦合，并进行水质参数率定和验证；
步骤S5、选取典型调水和污染物削减工程的单一调控情景或者联合调控情景，并基于湖泊湿地水动力水质模型模拟，核算湖泊湿地在单一调控情景或者联合调控情景下污染物的水环境效益。
本发明为提升区域水环境精细化管理，在水动力水质耦合模拟基础上，确定研究区污染物迁移转化的时空过程，结合湖泊湿地实际的调水和污染物削减工程联合调控措施，提出水环境治理和改善的针对性和科学性措施。
本发明可实现高精度的水质模拟和预测，解析湖泊污染物时空迁移转化过程，且可制定调水和污染物削减联合调控情景，寻找区域水环境高效治理模式。
根据本申请的实施例二，本实施例将对实施例一进行详细描述，其具体包括：
步骤S1、采集研究区数据，数据具体包括地形高程数据、水文数据、气象数据、风场数据、污染源数据、水质数据、社会经济等数据。
地形高程数据是通过人工测量方式得到湖泊湿地底部地形高程数据。
参考图3，以白洋淀(115°38'E-116°07'E，38°43'N-39°02')为例，流域面积347km2，主要位于保定市安新县境内。水系呈扇形分布，其中南支诸河直接汇入白洋淀，主要河流有潴龙河、孝义河、唐河、府河、漕河、瀑河、萍河等；北支为白沟引河，下游出口由枣林庄闸和赵北口溢流堰控制。人工监测得到湖底地形高程空间数据如图4所示。
水文数据包括研究区域的湖泊水位、入湖流量和出流量等数据。
风场数据包括研究区域湖泊逐日的平均风速和风向等数据。
气象数据包括研究区域湖泊的逐日降雨量、温度、蒸发量等数据。
水质数据包括研究区湖泊的总氮和总磷等污染物浓度值数据。
污染源数据包括研究区湖泊的大气沉降、生活污染、旅游污染、水产养殖、畜禽养殖、农业种植、底泥释放、水生植物释放等污染源源项，以及水产养殖、底泥沉积、水生植物吸收等污染物汇集项数据，如图5所示。
社会经济数据包括人口、GDP、农业产量、渔业产量等数据。
步骤S2、构建湖泊湿地水动力模型。模型搭建采取非结构化的三角形网格将地形高程数据进行网格剖分，如图6所示。基于MIKE21模型的水动力模块，将步骤S1采集的水文数据、气象数据、风场数据、污染源等数据转化成模型文件输入到模型中，以及模型的初始条件、边界条件和各项参数，搭建完成湖泊湿地水动力模型。
其中，初始条件、边界条件和各项参数包括模拟时间、时间步长、涡粘系数、湖底糙率等；初始条件包括湖泊湿地的逐日降雨、蒸发、风速风向如图7所示、水深等；边界条件包括干湿边界，入湖和出湖的逐日流量。
白洋淀水动力水质耦合模型中，模拟时间为2017年01月01日至2017年06月30日，总时长为181天，时间步长为60s；验证期为2017年07月01日至2017年12月31日。模型的时间积分和空间离散求解采用高阶求解格式，CFL取值为0.8。模型中的干水深取为0.005m，淹没水深取为0.05m，湿水深取为0.1m。由于白洋淀的水深较小，其在垂向上的密度变化不大，模拟过程中忽略密度梯度。涡粘系数取为0.28。模型模拟的进水口边界设置为流量边界，而出水口设置为水位边界。模型的初始水位取为7.27m，初始流速取为0。湖底糙率中各土地利用类型的糙率设置为:水田取为10m^(1/3)/s、旱地取为20m^(1/3)/s、滩地取为5m^(1/3)/s、水库坑塘取为32m^(1/3)/s，生成白洋淀的湖底糙率文件，如图8所示。
构建水动力模型：
式中，t为时间，s；x,y,z为右手Cartesian坐标系；d为静止水深，m；h＝η+d为总水深，m；η为水位，m；u，v分别为流速在x，y方向上的分量，m/s；f为科氏力系数f＝2Ωsinθ，Ω为地球旋转的角频率，θ为当地的纬度；ρ为水的密度，取为1.0×103kg/m3；ρ0为参考水密度，kg/m3；和/>为地球自转引起的加速度；Sxx，Sxy，Syx和Syy为辐射应力分量，m2/s2；Pa为当地的大气压，Pa；S为源汇项，g/m2·s；τsx，τsy为风场摩擦力在x和y上的分量；Tbx，τby为底床，摩擦力在x和t上的分量。Txx，Txy和Tyy为水平黏滞应力项，它包含粘性力、水平对流力和紊流应力，由涡流粘性方程沿水深平均的速度梯度求出，具体公式为：
式中，A为涡粘系数。
其中水动力模型的参数率定，是验证水动力模型模拟的水位等结果与实测数据，若水位误差在15％之内，模型湖底糙率、涡粘系数等参数的率定值即为模型的参数值，否则需要再次调整参数，进行重新率定，直至模拟精度在上述范围要求内为止。
白洋淀水动力模型水位模拟结果：端村水位点率定期平均误差为1.68％，验证期平均误差为1.68％；王家寨水位点率定期平均误差为4.24％，验证期平均误差为4.28％；新安水位点率定期平均误差为1.11％，验证期平均误差为2.75％。模拟精度在15％允许范围内，符合模型模拟精度要求。
步骤S3、构建湖泊湿地水质模型，在MIKE21中的对流扩散模块内置的描述湖泊污染物扩散、衰减等和ECOlab模块中迁移转化等数学物理方程相结合，设置与所述水质模型匹配的参数和初始条件，完成基于多类污染源汇过程迁移转化水质模型的构建。
以白洋淀为典型湖泊，污染物迁移转化过程图如图9所示。
其中，对流扩散模块方程为：
式中，c为所求的污染物浓度，mg/L；h为水深，m；u、v分别为x、y方向上的流速，m/s；Dx和Dy分别为x和y方向上的扩散系数；F为线性衰减系数；S为源汇项，g/m2·s；F(C)为反应项。
根据质量守恒原理，ECOlab模块方程为：
式中，C2为湖泊污染物(TN、TP等)浓度值，mg/L；C0为污染物(TN、TP等)初始浓度值，mg/L；V1为初始蓄水量，L；Ai为每一上游来水第i月的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；Bi为每类污染源项第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；Di为每类污染汇集第i月水体污染物(TN、TP等)汇集量，吨/月；Ei为每一下游泄水第i月污染物(TN、TP等)转出量，吨/月；V2为蓄水量，L；B生活i为生活污染源第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；B旅游，i为旅游污染源第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；B大气沉降，i为大气沉降污染源第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；B农业种植，i为农业种植第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；B畜禽养殖，i为畜禽养殖第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；B水产养殖，i为水产养殖第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；B水生植物，i为水生植物第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；B底泥，i为底泥第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；D水产养殖，i为水产养殖第i月污染物(TN、TP等)汇集量，吨/月；D水生植物，i为水生植物第i月污染物(TN、TP等)汇集量，吨/月；D底泥，i为底泥第i月污染物(TN、TP等)汇集量，吨/月。
Ai和Ei代表每一上游来水和泄水的污染物(TN、TP等)转入和转出量，估算公式为：
Ai＝CAi×VAi÷109
Ei＝CEi×VEi÷109
式中，Ai为每一上游来水第i月的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；CAi为每一上游来水第i月污染物(TN、TP等)监测浓度，mg/L；VAi为第i月每一上游来水体积，L；Ei为每一下游泄水第i月污染物(TN、TP等)转出量，吨/月；CEi为每一下游泄水第i月污染物(TN、TP等)监测浓度，mg/L；VEi为第i月每一下游泄水体积，L；CAi和CEi数据主要来自于水质断面监测数据，VAi和VEi数据来自于水文监测数据与水文计算。
白洋淀入淀河流和出淀河流的水质数据和流量数据分别依据水质监测断面和流量监测数据取值，再根据上述公式核算上游来水和下游泄水污染物转化量。
不同污染排放类型，其Bi和Di估算方法不同，本实施例针对不同污染源进行逐一阐述，包括：
生活污染源：
通过产排污系数法进行核算。其中，生活污染源产排污系数可参考《生活污染源产排污系数手册》，根据不同区域位置进行选取。每人每天生活污染排放量(TN、TP等)是固定值，不随时间变化而变化，估算为：
B生活，i＝P生活，i×D生活，i×K折污，生活×λ生活，i×Ni÷106
其中，B生活，i为生活污染源第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；P生活，i为人口总数，人；D生活，i为生活污染物(TN、TP等)排放系数，g/人·d；K折污，生活为生活污水转化率；λ生活，i为生活污染物(TN、TP等)入湖系数；Ni为每i月的天数，d。
白洋淀区域属于保定市辖范围内，根据《生活污染源产排污系数手册》(2011修订版)和《河北省用水定额》(DB13/T 1161.1-2016)，结合当地社会经济发展水平，用水定额取40升/人·天，TN和TP的生活污染物排放系数分别取52g/人·d、9.4g/人·d和0.65g/人·d；K折污，生活取0.8。生活污染物入湖系数按照《全国水环境容量核定技术指南》，推荐参考值：L≤1公里，入河系数取1.0；1＜L≤10公里，入河系数取0.9；10＜L≤20公里，入河系数取0.8；20＜L≤40公里，入河系数取0.7；L＞40公里，入河系数取0.6。渠道修正系数：对于通过未衬砌明渠入河，修正系数取0.6～0.9；对于通过衬砌暗管入河，修正系数取0.9-1.0。温度修正系数：气温在10℃以下时，修正系数取0.95-1.00；气温在10℃和30℃之间时，修正系数取0.80-0.95；气温在30℃以上时，修正系数取0.70-0.80。
旅游污染源：
旅游污染物排放也是通过产排污系数法进行核算。结合当地旅游统计年鉴和各月旅游特点，确定各月旅游人口。旅游污染源转化的污染物量(TN、TP等)可参考生活污染源估算方法，估算公式为：
B旅游，i＝P旅游，i×D生活，i×K折污，旅游×λ旅游，i×Ni÷106
式中，B旅游，i为旅游污染源第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；P旅游，i为第i月旅游人口总数，人；D生活，i为污染物(TN、TP等)排放系数，g/人·d；K折污，旅游为旅游污水转化率；λ旅游，i为旅游污染物(TN、TP等)入湖系数；Ni为每i月的天数，d。
白洋淀地区每月旅游人口数量根据《保定市旅游发展规划》和2017年旅游人口统计确定。用水定额取40升/人·天，TN和TP的生活污染物排放系数分别取52g/人·d、9.4g/人·d和0.65g/人·d；K折污，旅游取0.8。生活污染物入湖系数按照《全国水环境容量核定技术指南》参考值取值。
大气沉降源估算公式为：
B大气沉降，i＝C大气沉降，i×Pi×A÷103
式中，B大气沉降，i为大气沉降污染源第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；C大气沉降，i为天然降雨污染物第i月监测浓度，mg/L；P为第i月降雨量，mm；A为区域面积，km2。
白洋淀大气沉降污染源中的天然降雨的TN和TP的监测浓度依据监测数据取值。降雨数据依据保定市气象站的监测数据取值。
农业种植源估算公式为：
式中，B农业种植，i为农业种植第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；E标准农田为标准农田种植模式的污染物流失系数，kg/亩·年；A种植模式，i为采用第i类种植模式的种植面积，亩；a坡度为坡度修正系数；b农作物为农作物类型系数；c土壤为土壤类型修正系数；d化肥为化肥施用量修正系数；e降雨量为降雨量修正系数；λ种植，i为农业种植污染物的入湖系数。
白洋淀农业种植源采用标准农田法估算农业种植源流失量，“标准农田”指的是平原、种植作物为小麦、土壤类型为壤土、化肥使用量为25-35kg/(亩·年)，种植面积及空间分布情况如图5所示。降雨量在400-800mm范围内的农田。对于实际农田，需要考虑到其实际坡度、农作物种植类型、土壤类型、化肥施用量和降雨量分布等因素，在标准农田基础上，对源强系数进行必要的修正，包括：
A、坡度修正系数(a坡度)：
土地坡度在25°以下，流失系数为1.0-1.2；25°以上，流失系数为1.2-1.5。研究根据区域DEM数据和土地利用数据，在ArcGIS平台下，分析耕地的平均坡度，确定对应的修正因子。
B、农作物类型修正系数(b农作物)：
以玉米、小麦、大麦、水稻、大豆、棉花、经济林等主要作物作为研究对象，确定不同作物的污染物流失修正系数。本修正系数需通过科研实验或者经验数据进行验证。
C、土壤类型修正系数(c土壤)：
将农田土壤按质地进行分类，即根据土壤成分中的粘土和砂土比例进行分类，分为砂土、壤土和粘土。壤土修正系数取1.0；砂土修正系数取1.0-0.8；粘土修正系数取0.8-0.6；针对淀区土壤类型，修正系数取0.8。
D、化肥施用量修正系数(d化肥)：
化肥亩施用量在25kg以下，修正系数取0.8-1.0；在25-35kg之间，修正系数取1.0-1.2；在35kg以上，修正系数取1.2-1.5。
E、降水量修正系数(e降雨量)：
年降雨量在400mm以下的地区取流失系数取0.6-1.0；年降雨量在400～800mm之间的地区取流失系数取1.0-1.2；年降雨量在800mm以上的地区取流失系数取1.2-1.5；根据淀区年平均降雨量，确定降水量修正系数。
农业种植产排污系数依据第一次全国污染源普查领导小组办公室发布的《第一次全国污染物欧查-农业污染源(肥料流失系数)》(2009)，涵盖我国主要种植区域、种植方式、耕作方式、农田类型、土壤类型、地形地貌和主要作物类型的不同种植业模式的农田肥料流失系数，白洋淀典型种植模式农田氮、磷营养盐流失系数如表1所示：
表1北方典型流域种植模式农田氮磷营养盐流失系数
由于农业种植是面源污染，λ种植，i为模型每一个三角形计算网格的农业种植污染物入湖系数，按照《全国水环境容量核定技术指南》参考值取值。
畜禽养殖源估算公式为：
根据地区畜禽养殖的实际调查，确定不同种类畜禽的饲养期，以及畜禽粪便的日排泄量与粪便流失系数等相关特征，进而确定不同畜禽在不同饲养期的污染物转化量，估算为：
B畜禽养殖，i＝M×Di×Pi×Qi×λ畜禽养殖，i÷106
其中，B畜禽养殖，i为畜禽养殖第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；M为畜禽饲养量，只；Di为第i月生长期的天数，d；Pi为第i月生长时期的日排泄系数，kg/(只·d)；Qi为第i月生长时期畜禽粪便养分含量系数，g/kg；λ畜禽养殖，i为第i月畜禽粪便流失系数。
白洋淀的畜禽养殖以养鸭为主，一般在5-6月份开始养殖雏鸭，雏鸭长成时间一般为3个月，6个月后开始下蛋，饲养周期约为240天。按照鸭子生长规律，一年当中5-6月份为雏鸭期，8-10月份是青年期，11-12月份为产蛋期。鸭养殖数量有统计得到和污染源排放点位如图5所示。白洋淀每只鸭粪便排放量为0.13kg/d，在不同生长期鸭粪中污染物含量不同，具体见下表。雏鸭期、青年期、产蛋期的畜禽粪便流失系数分别为0.67、0.67和0.34。鸭养殖数量来自文献引用。
表2白洋淀不同生长期鸭粪中污染物含量(g/kg)
污染物 雏鸭期 青年期 产蛋期
TN 35.32±0.64 18.65±2.02 39.18±0.17
TP 12.20±0.47 14.99±0.16 11.71±0.06
水产养殖源估算公式为：
水产养殖污染源向水体转化的污染物含量，是通过鱼类食物投放，以及食物投放与养殖区底泥的交互影响，产生的水体污染物浓度的变化，其估算公式为：
式中，B水产养殖，i为水产养殖第i月向水体的污染物(TN、TP等)转入量，吨/月；B鱼类食物，i为第i月鱼类食物投放转化的污染物量(TN、TP等)，吨/月；B底泥-养殖区，i为养殖区第i月底泥的污染物量(TN、TP等)转化的量，吨/月；B饵料，i为第i月食用饵料转化的污染物量(TN和TP等)，吨/月；B水草，i为第i月食用水草转化的污染物量(TN和TP等)，吨/月；B释放，i为第i月养殖区底泥释放的污染物量(TN和TP等)，吨/月；B沉积，i为第i月养殖区底泥沉积的污染物量(TN和TP等)，吨/月；Ei为饵料系数；Pe为饵料中污染物(TN和TP等)的含量比例；F为水草的饵料系数；Ps为水草中污染物(TN和TP等)的含量比例；Xi，j为第i月第j种养殖方式下的鱼类产量，吨；r养殖区，i为第i月底泥污染物(TN和TP等)释放速率；mg/(d·m2)；c养殖区，i为第i月底泥污染物(TN和TP等)沉积速率；mg/(d·m2)；a养殖区为水产养殖面积，km2；t为第i月的天数，d。
水产养殖同时作为污染物的一汇集项，是通过鱼类体内营养物质的累积衡量水产养殖的汇集量，其估算公式为：
式中，D水产养殖，i为水产养殖污染物(TN、TP等)汇集量，吨/月；D鱼苗，i为第i月鱼苗所含的污染物量(TN和TP等)，吨/月；D成鱼，i为第i月成鱼所含的污染物量(TN和TP等)，吨/月；Pm为单位重量鱼苗中污染物(TN和TP等)的含量比例；b为体重增长倍数；h为鱼苗成活率；Pc为单位重量鱼类出箱时污染物(TN和TP等)的含量比例；Xi，j为第i月第j种养殖方式下的鱼类产量，吨。
白洋淀水产养殖主要有网箱、网围、网栏、围堤和池塘五种模式，其中围堤已被取缔，池塘相对来说较为封闭，“三网”养殖产量占总产量的75％，因此将“三网”养殖作为本章的核算对象；白洋淀水产养殖品种众多，其中最为普遍的是草鱼、鲤鱼、鲢鱼、鳙鱼、鲂鱼、河蟹，根据不同品种产量所占比例，赋予不同的权重；水产养殖过程中使用饵料品牌不尽相同，以淀内最常见的通威牌颗粒料作为核算对象；水草在白洋淀水产养殖中占有十分重要的地位，特别是草鱼、河蟹、鲂鱼等草食性鱼类，可占饲喂总量的20％-40％，核算时需要考虑水草以及额外投入的玉米、杂鱼虾、螺蛳等的作用；不能忽视底泥对污染负荷的贡献，将底泥营养物释放和颗粒物沉降结果纳入核算。其中，网箱养殖主要品种为鲤鱼，投放鱼苗平均规格为100-150g/尾，收获平均规格为1000-1500g/尾，即体重增长倍数b取10，鲤鱼饵料系数F取1.6，网箱养殖成活率h取80％；网栏养殖主要品种为草鱼、鲤鱼等吃食性鱼类，适当搭配鲢鱼、鳙鱼，按草鱼占60％，鲤鱼占20％，鲢鱼、鳙鱼占20％的比例计。投放鱼苗平均规格为100-150g/尾，收获平均规格为800-1200g/尾，即体重增长倍数b取8，鲤鱼饵料系数F取1.6，草鱼饵料系数取1.8，草鱼水草的饲喂比例取20％，水草饵料系数取40，鲢鱼、鳙鱼不吃饵，网栏成活率h取90％；网养殖主要养殖鲢鱼、鳙鱼、河蟹，适当搭配草鱼、鲂鱼，按照鲢鱼、鳙鱼占70％，河蟹占20％，草鱼占5％，鲂鱼占5％的比例计。投放鱼苗平均规格为100-150g/尾(蟹为10～20g/只)，收获平均规格为500-750g/尾(蟹为50-100g/只)，即体重增长倍数b＝5，鲢鱼、鳙鱼不吃饵，草鱼、鲂鱼饵料系数1.8，草鱼、鲂鱼水草的饲喂比例取40％，河蟹投喂水草、螺蛳、杂鱼虾、玉米，其饵料系数分别取5.6、2.3、5.2、4.9，投喂比例分别占31％、13％、29％、27％，网围成活率h取95％。
表3白洋淀鱼类喜食水草的氮磷含量
水草种类 狐尾草 蓖齿眼子菜 菹草 金鱼藻 轮叶黑藻
P含量/(mg·kg-1) 525 410 571 492 505
N含量/(mg·kg-1) 3078 3156 4850 3645 3681.4
表4白洋淀不同养殖品种及饵料的氮磷含量
水产养殖污染物TN和总磷排放量公式简化为：
B水产养殖，i(N)＝0.075X网箱，i+0.072X网栏，i-0.028X网围i
B水产养殖，i(P)＝0.017X网箱，i+0.015X网栏，i-0.007X网围，i
式中，B水产养殖，i(N)为第i月水产养殖TN的排放量，吨；B水产养殖，i(P)为第i月水产养殖TP的排放量，吨；X网箱，i为第i月网箱养殖方式下的鱼类产量，吨；X网栏，i为第i月网栏养殖方式下的鱼类产量，吨；X网围，i为第i月网围养殖方式下的鱼类产量，吨。其中第i月水产养殖的鱼类产量是根据在鱼类在年内不同生长时期饵料的投放比例进行分配。
产养殖污染物TN和总磷汇集量公式简化为：
D水产养殖，i(N)＝-0.013X网箱，i-0.013X网栏，i-0.013X网围，i
D水产养殖，i(P)＝-0.002X网箱，i-0.002X网栏，i-0.002X网围，i
式中，D水产养殖，i(N)为第i月水产养殖TN的汇集量，吨；D水产养殖，i(P)为第i月水产养殖TP的汇集量，吨；X网箱，i为第i月网箱养殖方式下的鱼类产量，吨；X网栏，i为第i月网栏养殖方式下的鱼类产量，吨；X网围，i为第i月网围养殖方式下的鱼类产量，吨。其中第i月水产养殖的鱼类产量是根据在鱼类在年内不同生长时期饵料的投放比例进行分配。
水生植物源：
各地不同水生植物的生长期和凋落期具有一定差异性，所以不同水生植物在生长期的生物量和单位生物量的营养物质含量不同。
其中水生植物作为污染物源项，体内污染物分解速率是呈指数衰减模型，其估算公式为：
式中，B水生植物，i为第i月水生植物向水体污染物(TN、TP等)转入量；吨/月；Ti，j为第j种水生植物第i月单位面积的生物量，g/m2；k为分解速率常数，d-1；t为第i月的天数，d；Mj为第j种水生植物体内污染物(TN、TP等)含量，％；Aj为第j种水生植物的种植面积，m2。
水生植物作为污染物汇集项，是核算生长期不同月份水生植物体内的污染物的汇集量，其估算公式为：
其中，D水生植物，i+1为水生植物在第i+1月污染物(TN、TP等)汇集量，吨/月；Ti+1，j为第j种水生植物第i+1月单位面积的生物量，g/m2；Ti，j为第j种水生植物第i月单位面积的生物量，g/m2；Mj为第j种水生植物体内污染物(TN、TP等)含量，％；Aj为第j种水生植物的种植面积，m2。
白洋淀水生植物主要有挺水植物、浮水植物、沉水植物，以挺水植物芦苇和沉水植物金鱼藻为例，核算白洋淀水生植物污染源的排放量和汇集量。芦苇的生长期和凋落期基本分别为4-11月份和12-3月份；金鱼藻的生长期和凋落期分别为4-10月份和11-3月份。芦苇和金鱼藻的空间分布如图5所示。芦苇和金鱼藻在生长期内的生物量和体内的氮磷营养盐的含量见表5。
表5芦苇和金鱼藻在不同生长期氮磷含量和生物量情况
水生植物芦苇和金鱼藻在凋落期(12月-3月)氮磷分解符合指数衰减模型，具体分解速率见表6。通过前后两月的氮磷含量的差值，得到当月的芦苇和金鱼藻体内氮磷含量损失量，即排入水体的氮磷含量。
表6芦苇和金鱼藻凋落期氮磷分解速率/(d-1)
地点 芦苇 金鱼藻
采蒲台 0.0019(0.63) 0.0057(0.82)
烧车淀 0.0021(0.72) 0.0054(0.90)
大张庄 0.0021(0.88) 0.0072(0.90)
平均值 0.002 0.0061
标准差 0.0001 0.001
其中，上表括号内数据为分解速率与分解时间的相关系数。
底泥源：
底泥包括底泥释放和底泥沉积两个污染物(TN和TP等)的转化过程。在湖泊湿地中，水生植物生长区、鱼类养殖区和纯水面区的底泥释放和沉积的速率是不同的，根据不同区域实际调查情况，底泥释放污染物量的估算公式为：
B底泥，i＝B底泥-植物区，i+B底泥-纯水面区，i+B底泥-养殖区，i
＝(r植物区，i×a植物区×t+r纯水面区，i×a纯水面区×t+r养殖区，i×a养殖区×t)÷103
式中，B底泥-植物区，i为第i月水生植物区底泥污染物(TN和TP等)转入量，吨/月；B底泥-纯水面区，i为第i月纯水面区底泥污染物(TN和TP等)转入量，吨/月；B底泥-养殖区，i为第i月水产养殖区底泥污染物(TN和TP等)转入量，吨/月；r植物区，i为第i月水生植物区底泥污染物(TN和TP等)释放速率；mg/(d·m2)；r纯水面区，i为第i月纯水面区底泥污染物(TN和TP等)释放速率；mg/(d·m2)；r养殖区，i为第i月水产养殖区底泥污染物(TN和TP等)释放速率；mg/(d·m2)；a植物区为水生植物区面积，km2；a纯水面区为纯水面区面积，km2；a养殖区为水产养殖区面积，km2；t为第i月的天数，d。
底泥沉积污染物量的估算公式为：
D底泥，i＝D底泥-植物区，i+D底泥-纯水面区，i+D底泥-养殖区，i
＝(c植物区，i×a植物区×t+c纯水面区，i×a纯水面区×t+c养殖区，i×a养殖区×t)÷103
其中，D底泥-植物区，i为第i月水生植物区底泥污染物(TN和TP等)汇集量，吨/月；D底泥-纯水面区，i为第i月纯水面区底泥污染物(TN和TP等)汇集量，吨/月；D底泥-养殖区，i为第i月水产养殖区底泥污染物(TN和TP等)汇集量，吨/月；c植物区，i为第i月水生植物区底泥污染物(TN和TP等)沉积速率；mg/(d·m2)；c纯水面区，i为第i月纯水面区底泥污染物(TN和TP等)沉积速率；mg/(d·m2)；c养殖区，i为第i月水产养殖区底泥污染物(TN和TP等)沉积速率；mg/(d·m2)；a植物区为水生植物区面积，km2；a纯水面区为纯水面区面积，km2；a养殖区为水产养殖区面积，km2；t为第i月的天数，d。
在白洋淀水产养殖区夏季(6-9月)进行底泥营养物质释放试验和沉积试验，TN和TP的沉积速率分别为52.43mg/(d·m2)和12.17mg/(d·m2)，释放速率分别为26.77mg/(d·m2)和2.72mg/(d·m2)。纯水面区和水生植物区底泥的沉积速率和释放速率由试验监测数据可得。
其他月份水产养殖区、纯水面区和水生植物区底泥释放速率和沉积速率，主要是受PH值、溶解氧和温度的影响，根据其他月份PH值、溶解氧和温度的实际监测数据进行底泥释放速率和沉积速率的修正。
纯水面区、水产养殖区和水生植物区的空间分布和面积，如图5所示。
步骤S4、湖泊湿地水动力水质模型耦合，并进行水质参数的率定和验证。
其中水质模型的参数率定，是验证水质模型模拟的总氮和总磷等污染物结果与监测数据，若总氮、总磷浓度误差在30％之内，模型污染物扩散系数和衰减系数等参数的率定值即为模型的参数值，否则需要再次调整参数，进行重新率定，直至模拟精度在上述范围要求内为止。
白洋淀水动力水质模型水质模拟结果：采蒲台、光淀张庄、南刘庄、圈头、烧车淀5个水质监测点在率定期和验证期的TN和TP浓度误差均在30％允许范围内，符合模型模拟精度要求。
步骤S5、典型工程调控情景设置和水环境效益分析。
选取典型的不同调水工程和污染物削减工程的单一调控情景或者联合调控情景，将其转化成模型文件依次输入到水动力水质耦合模型中，设置模拟时间进行模拟，得到不同工程情景下湖泊湿地污染物的水环境效益。
水环境效益指在工程措施情景下与无工程措施情景下湖泊湿地污染物浓度的变化率，其估算公式为：
式中，Di为污染物浓度变化率，C2，i为第i个工程情景下模型模拟的污染物(总氮、总磷等)浓度值，mg/L；C0为无工程情景时污染物浓度初始值，mg/L。
在白洋淀现状情况下，结合《白洋淀水资源保障规划(2017—2030年)》和《白洋淀生态环境治理和保护规划(2018—2035年)》，白洋淀要回复到7m的生态水位目标，白洋淀需要的调水量大概在4亿左右。结合上游水库、引黄入淀、南水北调中线的调水规划，设置方案1和方案2的调水方式，具体见表7和表8。将逐月调水数据转化为模型文件输入到模型进行模拟，水动力和水质的改善情况分别见图10和图11。
表7调水工程的情景设置方案1
月份 上游水库(104m3) 引黄入冀补淀(104m3) 南水北调中线(104m3)
1月 - 4000 -
2月 - 2000 -
3月 - - -
4月 1000 - -
5月 4000 - -
6月 - - -
7月 1000 - -
8月 4000 - 11000
9月 7000 - -
10月 - - -
11月 1000 3000 -
12月 1000 2000 -
表8调水工程的情景设置方案2
月份 上游水库(104m3) 引黄入冀补淀(104m3) 南水北调中线(104m3)
1月 - 2200 -
2月 - 2200 -
3月 1000 2200 -
4月 - - -
5月 2500 - -
6月 - - -
7月 - - -
8月 10000 - 11000
9月 3000 - -
10月 - - -
11月 - 2200 -
12月 - 2200 -
经测算，调水工程方案1和方案2下总磷的水环境效益在5-10％。
本发明构建的湖泊湿地水动力水质耦合模型，综合考虑了地形、气象、土地利用类型、水文和多类污染源等因素对水质变化的影响，尤其是囊括了水生植物、水产养殖和底泥作为污染物的排放源项和汇集项等各种复杂污染物源汇项，准确的模拟湖泊湿地污染物浓度的时空变化和迁移转化过程，提高了研究区域污染物模型的模拟精度。基于湖泊湿地现有实际和规划工程，选取典型调水和污染物削减工程，建立工程措施的单一调控情景或者联合调控情景，通过水环境效益识别湖泊湿地水环境质量改善的关键节点，明确湖泊湿地污染物治理的重点区域和工程实施的规模、位置、强度等任务，有利于决策者通过实际情况及时调整调控方案，提升湖泊湿地水污染防治的精细化管理能力。
虽然结合附图对发明的具体实施方式进行了详细地描述，但不应理解为对本专利的保护范围的限定。在权利要求书所描述的范围内，本领域技术人员不经创造性劳动即可做出的各种修改和变形仍属本专利的保护范围。

Claims (8)

1.一种湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法，其特征在于，包括以下步骤：
S1、获取研究区域的地形高程数据、水文数据、气象数据、风场数据、污染源数据、水质数据和社会经济数据；
S2、基于MIKE21模型的水动力模块，构建湖泊湿地水动力模型，并进行模型参数率定和验证；
S3、基于MIKE21模型中的对流扩散模块和ECOlab模块，构建基于多类污染物源汇过程迁移转化的水质模型，包括：
在MIKE21中的对流扩散模块内置的描述湖泊污染物扩散、衰减和ECOlab模块中迁移转化数学物理方程相结合，设置与所述水质模型匹配的参数和初始条件，完成基于多类污染源汇过程迁移转化的水质模型的构建；
其中，对流扩散模块公式为：
其中，c为所求的污染物浓度；h为水深；u、v分别为x、y方向上的流速；Dx和Dy分别为x和y方向上的扩散系数；F为线性衰减系数；S为源汇项；F(C)为反应项；
根据质量守恒原理，ECOlab模块公式为：
其中，C2为湖泊污染物浓度值；C0为污染物初始浓度值；V1为初始蓄水量；Ai为每一上游来水第i月的污染物转入量；Bi为每类污染源项第i月向水体的污染物转入量；Di为每类污染汇集项第i月水体污染物汇集量；Ei为每一下游泄水第i月污染物转出量；V2为蓄水量；B生活,i为生活污染源第i月向水体的污染物转入量；B旅游,i为旅游污染源第i月向水体的污染物转入量；B大气沉降,i为大气沉降污染源第i月向水体的污染物转入量；B农业种植,i为农业种植第i月向水体的污染物转入量；B畜禽养殖,i为畜禽养殖第i月向水体的污染物转入量；B水产养殖,i为水产养殖第i月向水体的污染物转入量；B水生植物,i为水生植物第i月向水体的污染物转入量；B底泥,i为底泥第i月向水体的污染物转入量；D水产养殖,i为水产养殖第i月污染物汇集量；D水生植物,i为水生植物第i月污染物汇集量；D底泥,i为底泥第i月污染物汇集量；
S4、湖泊湿地水动力水质模型耦合，并进行水质参数率定和验证；
S5、选取典型调水和污染物削减工程的单一调控情景或者联合调控情景，并基于湖泊湿地水动力水质模型模拟，核算湖泊湿地在单一调控情景或者联合调控情景下污染物的水环境效益。
2.根据权利要求1所述的湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法，其特征在于，所述步骤S1中地形高程数据为通过人工测量方式得到湖泊湿地底部地形高程数据；
水文数据包括研究区域的湖泊水位、入湖流量和出流量数据；
风场数据包括研究区域湖泊逐日的平均风速和风向数据；
气象数据包括研究区域湖泊的逐日降雨量、温度和蒸发量数据；
水质数据包括研究区湖泊的总氮和总磷污染物浓度值数据；
污染源数据包括大气沉降、生活污染、旅游污染、水产养殖、畜禽养殖、农业种植、底泥释放、水生植物释放污染源源项，以及水产养殖、底泥沉积、水生植物吸收污染物汇集项数据；
社会经济数据包括人口、GDP、农业产量、渔业产量数据。
3.根据权利要求1所述的湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法，其特征在于，所述步骤S2中基于MIKE21模型的水动力模块，构建湖泊湿地水动力模型，包括：
模型搭建采取非结构化的三角形网格将地形高程数据进行网格剖分；基于MIKE21模型的水动力模块，将步骤S1中采集的水文数据、气象数据、风场数据、污染源数据转化成模型文件输入到模型中，以及模型的初始条件、边界条件和各项参数，构建湖泊湿地水动力模型；
其中，各项参数包括模拟时间、时间步长、涡粘系数和湖底糙率；初始条件包括湖泊湿地的逐日降雨、蒸发、风速风向和水深；边界条件包括干湿边界，入湖和出湖的逐日流量。
4.根据权利要求1所述的湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法，其特征在于，构建的湖泊湿地水动力模型为：
其中，t为时间；x,y,z为右手Cartesian坐标系；d为静止水深；h＝η+d为总水深；η为水位；u,v分别为流速在x,y方向上的分量；f为科氏力系数f＝2Ωsinθ，Ω为地球旋转的角频率，θ为当地的纬度；ρ为水的密度；ρ0为参考水密度；和/>为地球自转引起的加速度；Sxx，Sxy，Syx和Syy为辐射应力分量；Ta为当地的大气压；S为源汇项；τsx，τsy为风场摩擦力在x和y上的分量；τbx，τby为底床，摩擦力在x和t上的分量；
Txx，Txy和Tyy为水平黏滞应力项，包含粘性力、水平对流力和紊流应力，由涡流粘性方程沿水深平均的速度梯度求出，具体公式为：
其中，A为涡粘系数；
其中，湖泊湿地水动力模型的参数率定为：
验证湖泊湿地水动力模型模拟的水位结果与实测数据的水位误差，若水位误差在15％之内，模型湖底糙率、涡粘系数参数的率定值即为模型的参数值，否则需要再次调整参数，进行重新率定，直至模拟精度在预设范围值之内。
5.根据权利要求1所述的湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法，其特征在于，Ai和Ei估算公式为：
Ai＝CAi×VAi÷109
Ei＝CEi×VEi÷109
其中，CAi为每一上游来水第i月污染物监测浓度；VAi为第i月每一上游来水体积；CEi为每一下游泄水第i月污染物监测浓度；VEi为第i月每一下游泄水体积。
6.根据权利要求1所述的湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法，其特征在于，针对不同污染源，估算Bi和Di：
生活污染源估算公式为：
B生活，i＝P生活，i×D生活，i×K折污，生活×λ生活，i×Ni÷106
其中，B生活，i为生活污染源第i月向水体的污染物转入量；P生活，i为人口总数；D生活，i为生活污染物排放系数；K拆污，生活为生活污水转化率；λ生活，i为生活污染物入湖系数；Ni为每i月的天数；
旅游污染源估算公式为：
B旅游，i＝P旅游，i×D生活，i×K折污，旅游×λ旅游，i×Ni÷106
其中，B旅游，i为旅游污染源第i月向水体的污染物转入量；P旅游，i为第i月旅游人口总数；D生活，i为污染物排放系数；K拆污，旅游为旅游污水转化率；λ旅游，i为旅游污染物入湖系数；Ni为每i月的天数；
大气沉降源估算公式为：
B大气沉降，i＝C大气沉降，i×Pi×A÷103
其中，B大气沉降，i为大气沉降污染源第i月向水体的污染物转入量；C大气沉降，i为天然降雨污染物第i月监测浓度；P为第i月降雨量；A为区域面积；
农业种植源估算公式为：
其中，B农业种植，i为农业种植第i月向水体的污染物转入量；E标准农田为标准农田种植模式的污染物流失系数；A种植模式，i为采用第i类种植模式的种植面积；a坡度为坡度修正系数；b农作物为农作物类型系数；c土壤为土壤类型修正系数；d化肥为化肥施用量修正系数；e降雨量为降雨量修正系数；λ种植，i为农业种植污染物的入湖系数；
畜禽养殖源估算公式为：
B畜禽养殖，i＝M×Di×Pi×Qi×λ畜禽养殖，i÷106
其中，B畜禽养植，i为畜禽养殖第i月向水体的污染物转入量；M为畜禽饲养量；Di为第i月生长期的天数；Pi为第i月生长时期的日排泄系数；Qi为第i月生长时期畜禽粪便养分含量系数；λ畜禽养殖，i为第i月畜禽粪便流失系数；
水产养殖源估算公式为：
其中，B水产养植，i为水产养殖第i月向水体的污染物转入量；B鱼类食物，i为第i月鱼类食物投放转化的污染物量；B底泥-养殖区，i为养殖区第i月底泥的污染物量转化的量；B铒料，i为第i月食用饵料转化的污染物量；B水草，i为第i月食用水草转化的污染物量；B释放，i为第i月养殖区底泥释放的污染物量；B沉积，i为第i月养殖区底泥沉积的污染物量；Ei为饵料系数；Pe为饵料中污染物的含量比例；F为水草的饵料系数；Ps为水草中污染物的含量比例；Xi，j为第i月第j种养殖方式下的鱼类产量；r养殖区，i为第i月底泥污染物释放速率；c养殖区，i为第i月底泥污染物沉积速率；a养殖区为水产养殖面积；t为第i月的天数；
其中，D水产养植，i为水产养殖污染物汇集量；D鱼苗，i为第i月鱼苗所含的污染物量；D成鱼，i为第i月成鱼所含的污染物量；Pm为单位重量鱼苗中污染物的含量比例；b为体重增长倍数；h为鱼苗成活率；Pc为单位重量鱼类出箱时污染物的含量比例；Xi，j为第i月第j种养殖方式下的鱼类产量；
水生植物源估算公式为：
其中，B水生植物，i为第i月水生植物向水体污染物转入量；Ti，j为第j种水生植物第i月单位面积的生物量；k为分解速率常数；t为第i月的天数；Mj为第j种水生植物体内污染物含量；Aj为第j种水生植物的种植面积；
其中，D水生植物，i+1为水生植物在第i+1月污染物汇集量；Ti+1，j为第j种水生植物第i+1月单位面积的生物量；Ti，j为第j种水生植物第i月单位面积的生物量；Mj为第j种水生植物体内污染物含量；Aj为第j种水生植物的种植面积；
底泥源估算公式为：
B底泥，i＝B底泥-植物区，i+B底泥-纯水面区，i+B底泥-养殖区，i
＝(r植物区，i×a植物区×t+r纯水面区，i×a纯水面区×t+r养殖区，i×a养殖区×t)÷103
其中，B底泥-植物区，i为第i月水生植物区底泥污染物转入量；B底泥-纯水面区，i为第i月纯水面区底泥污染物转入量；B底泥-养殖区，i为第i月水产养殖区底泥污染物转入量；r植物区，i为第i月水生植物区底泥污染物释放速率；r纯水面区，i为第i月纯水面区底泥污染物释放速率；r养殖区，i为第i月水产养殖区底泥污染物释放速率；a植物区为水生植物区面积；a纯水面区为纯水面区面积；a养殖区为水产养殖区面积；t为第i月的天数；
D底泥，i＝D底泥-植物区，i+D底泥-纯水面区，i+D底泥-养殖区，i
＝(c植物区,i×a植物区×t+c纯水面区，i×a纯水面区×t+c养殖区，i×a养殖区×t)÷103
其中，D底泥-植物区，i为第i月水生植物区底泥污染物汇集量；D底泥-纯水面区，i为第i月纯水面区底泥污染物汇集量；D底泥-养殖区，i为第i月水产养殖区底泥污染物汇集量；c植物区，i为第i月水生植物区底泥污染物沉积速率；c纯水面区，i为第i月纯水面区底泥污染物沉积速率；c养殖区，i为第i月水产养殖区底泥污染物沉积速率；a植物区为水生植物区面积；a纯水面区为纯水面区面积；a养殖区为水产养殖区面积；t为第i月的天数。
7.根据权利要求1所述的湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法，其特征在于，所述步骤S4中其中水质参数率定是验证水质模型模拟的总氮和总磷污染物结果与监测数据，若总氮、总磷浓度误差在30％之内，则模型污染物扩散系数和衰减系数参数的率定值即为模型的参数值，否则需要再次调整参数，进行重新率定，直至模拟精度在误差范围要求内为止。
8.根据权利要求1所述的湖泊湿地污染物迁移转化时空过程模拟方法，其特征在于，所述步骤S5中的水环境效益指在工程措施情景下与无工程措施情景下湖泊湿地污染物浓度的变化率，其估算公式为：
其中，Di为污染物浓度变化率，C2,i为第i个工程情景下模型模拟的污染物浓度值；C0为无工程情景时污染物浓度初始值。
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