楊 志，馮 民 權(quán)

(1.天津社會(huì)科學(xué)院 資源環(huán)境與生態(tài)研究所，天津 300191； 2.西安理工大學(xué) 省部共建西北旱區(qū)生態(tài)水利國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，陜西 西安 710048)

城市大規(guī)模小型人工湖泊濕地群的建設(shè)，作為區(qū)域用水的新型載體，在生態(tài)效益、景觀效益、人文效益和社會(huì)效益等方面發(fā)揮重要作用，河湖水系連通作為一個(gè)新形勢(shì)下的治水方略已經(jīng)受到高度重視，逐漸成為被國(guó)內(nèi)外學(xué)者關(guān)注的熱點(diǎn)問(wèn)題。相關(guān)研究聚焦于水系連通的概念、指標(biāo)、度量和應(yīng)用，并廣泛借鑒了景觀生態(tài)學(xué)[1]、水文學(xué)[2]、地形學(xué)和經(jīng)濟(jì)學(xué)等學(xué)科領(lǐng)域的研究方法[3]。河湖水系連通的基本概念、分類(lèi)體系[4]、理論范疇、演化制約[5]，以及面臨的問(wèn)題和挑戰(zhàn)等已被學(xué)者們大量探討。而河湖水系連通作為河網(wǎng)連通中的特殊單元，其典型特征在于水動(dòng)力特性和污染物遷移擴(kuò)散規(guī)律在河網(wǎng)一維特性到平面二維特性的突變?，F(xiàn)有研究多從湖泊水動(dòng)力條件的改善出發(fā)，探尋其影響因素[6]，確定調(diào)水時(shí)機(jī)和調(diào)度方案[7]，量化水系連通效果[8-9]，評(píng)估水系連通性能[10]，預(yù)判連通工程風(fēng)險(xiǎn)[11]，或基于水系連通理論研究流域水資源合理配置[12]與動(dòng)態(tài)管理[13]。而一維河網(wǎng)與二維湖泊的耦合仿真是上述問(wèn)題的研究基礎(chǔ)，國(guó)內(nèi)外學(xué)者從徑流形成的水文過(guò)程著手，開(kāi)展河湖水系的水動(dòng)力條件模擬研究[14-15]。在此基礎(chǔ)上，考慮水系連通對(duì)河湖之間污染物質(zhì)的遷移擴(kuò)散作用，蘇苑君等[16]評(píng)估了大東湖水系建成前后外沙湖和水果湖水質(zhì)的變化情況，楊衛(wèi)等[17]從水動(dòng)力學(xué)、水質(zhì)、社會(huì)經(jīng)濟(jì)學(xué)等方面建立了水系聯(lián)通方案的綜合評(píng)價(jià)體系。

上述研究在水系連通性和水量水質(zhì)調(diào)控領(lǐng)域取得了長(zhǎng)足的進(jìn)展，然而仍存在以下兩方面問(wèn)題值得深入。一是水質(zhì)研究受不同水域污染物質(zhì)成分和水生態(tài)轉(zhuǎn)化過(guò)程的共同作用，因地制宜建立相適應(yīng)的生態(tài)動(dòng)力學(xué)模型尤為重要。二是在遷移、擴(kuò)散、轉(zhuǎn)化體系下，將水生境結(jié)構(gòu)相對(duì)簡(jiǎn)單的城市人工湖泊置于多閘壩河網(wǎng)之中，其人工河湖水系的水體交換方式與水質(zhì)控制措施，仍有待進(jìn)一步探討?；诖耍疚囊曰春恿饔蛏碀}河水系污染最為嚴(yán)重的清潩河流域?yàn)槔?，?gòu)建流域水生態(tài)模型，分析不同河湖水體交換方式下，城市人工湖泊的流場(chǎng)及多種污染物質(zhì)濃度場(chǎng)的分布特征及變化規(guī)律；并根據(jù)污染物質(zhì)分布及削減量，優(yōu)化清潩河流域河湖水系連通方案。

1 研究區(qū)域概況及數(shù)據(jù)來(lái)源

清潩河位于河南省境內(nèi)，屬淮河流域沙潁河水系，全長(zhǎng)149 km，流域面積2 362 km2。清潩河流域許昌段有人工湖泊及濕地8個(gè)，其中，北海為該段規(guī)模最大、邊界最復(fù)雜的人工湖泊。以北海為例開(kāi)展城市人工湖的流場(chǎng)及水質(zhì)濃度場(chǎng)的變化規(guī)律分析，再以北海研究結(jié)果為依據(jù)，擬定清潩河流域湖泊群的整體水系連通方案，優(yōu)化城市人工河湖水系連通性調(diào)控措施，盤(pán)活清潩河流域水系，提升流域水環(huán)境質(zhì)量。湖泊位置分布見(jiàn)圖1，基本情況見(jiàn)表1。

表1 清潩河流域湖泊基本參數(shù)

水系圖通過(guò)來(lái)源于地理空間數(shù)據(jù)中心的DEM數(shù)據(jù)自動(dòng)提取，并根據(jù)河南省地圖院提供的水系圖進(jìn)行校正，河網(wǎng)斷面和湖泊地形數(shù)據(jù)通過(guò)委托監(jiān)測(cè)獲得。氣象數(shù)據(jù)采用許昌氣象局提供和rp5.ru天氣網(wǎng)下載的許昌站(東經(jīng)113°52’、北緯34°02’)監(jiān)測(cè)資料。水文和水質(zhì)數(shù)據(jù)來(lái)源于水文年鑒、重點(diǎn)污染源在線監(jiān)測(cè)、環(huán)境統(tǒng)計(jì)年鑒和排污口調(diào)研。

2 研究方法

2.1 流域水動(dòng)力-水質(zhì)-水生態(tài)模型

流域水動(dòng)力-水質(zhì)-水生態(tài)模型將一維河道、河網(wǎng)汊點(diǎn)和二維湖泊嵌套，以表達(dá)強(qiáng)人工干擾流域的河湖連通關(guān)系；并將簡(jiǎn)單的水質(zhì)方程和二次開(kāi)發(fā)的復(fù)雜生態(tài)動(dòng)力學(xué)模型相耦合，模擬污染物質(zhì)的輸移、擴(kuò)散、降解和轉(zhuǎn)化。

一維河網(wǎng)水動(dòng)力水質(zhì)模型采用一維非恒定流Saint-Venant方程組和水質(zhì)方程構(gòu)建，河網(wǎng)汊點(diǎn)單元水流運(yùn)動(dòng)遵循質(zhì)量守恒原理和能量守恒原理[18]，采用Abbott-Ionescu六點(diǎn)隱式有限差分格式求解方程組，進(jìn)一步采用追趕法求解離散后的線形方程組。汊點(diǎn)單元通過(guò)一條無(wú)斷面的短河流將支流與干流連接，僅有3個(gè)計(jì)算點(diǎn)，水位點(diǎn)-流量點(diǎn)-水位點(diǎn)，并采用相同的河底高程連接水位點(diǎn)-水位點(diǎn)，以保證模型計(jì)算的穩(wěn)定性?？刂品匠倘缦?

(1)

(2)

式中，A為過(guò)水?dāng)嗝婷娣e，m2；t為時(shí)間,s；Q為過(guò)流流量，m3/s；x為空間坐標(biāo),m；q為旁側(cè)入流流量，m3/s；α為動(dòng)量校正系數(shù)；h為水位，m；g為重力加速度，m/s2；C為謝才系數(shù)；R為水力半徑;C0為濃度,mg/L；D為擴(kuò)散系數(shù)；K為降解系數(shù)，1/s；C2是源、匯項(xiàng)濃度，mg/L。

二維湖泊水動(dòng)力模型基于三角形非結(jié)構(gòu)網(wǎng)格，由水流連續(xù)性方程、水流運(yùn)動(dòng)方程和水質(zhì)方程構(gòu)建，并采用單元中心有限體積法求解。一、二維模型可根據(jù)“水位-流量”銜接關(guān)系進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)連接耦合[19]，鑒于清潩河流域河網(wǎng)復(fù)雜、相鄰斷面高程差、河道型湖泊體量小、河湖連接方式簡(jiǎn)單等原因，本次研究簡(jiǎn)化耦合過(guò)程，將湖泊源、匯概化為出流與入流邊界嵌套于一維河網(wǎng)模型參與計(jì)算。

水流連續(xù)方程：

(3)

水流運(yùn)動(dòng)方程：

(4)

水質(zhì)方程:

(5)

水生態(tài)模型包括7個(gè)狀態(tài)變量、30個(gè)常數(shù)、6個(gè)作用力、13個(gè)輔助變量等。7個(gè)狀態(tài)變量為溶解氧、生化需氧量、氨氮、硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮、總氮和總磷，6個(gè)作用力包括風(fēng)場(chǎng)、溫度、鹽度、水深、當(dāng)前流速和分層數(shù)，除溫度和鹽度要從外界進(jìn)行輸入之外，其他均從水動(dòng)力模型中獲取。

(1)溶解氧。

phtsyn·F(N,P)-respT-sod

(6)

reaera=K2(CS-DO)

(7)

(8)

phtsyn=

(9)

(10)

(11)

(12)

上述式中，

reaera代表大氣復(fù)氧；phtsyn指光合作用過(guò)程中的實(shí)際產(chǎn)氧量，g/(m2·d)；respT代表生物呼吸效率，g/(m2·d)；BODd為BOD降解需氧量，nitriDO為硝化作用需氧量，sod為底泥需氧量;Y1為復(fù)氧系數(shù)；F(N,P)為光和作用營(yíng)養(yǎng)鹽限制函數(shù)；K2為大氣復(fù)氧速率，1/d；Cs為水體中飽和狀態(tài)下的溶解氧的濃度，mg/L；K4為20℃時(shí)硝化率，1/d；NH3為氨氮的濃度，mg/L；θ4為硝化作用的溫度系數(shù)；DO為實(shí)際溶解氧濃度，mg/L；HS-nitr為硝化作用的半飽和濃度，mg/L；Pmax為中午最大產(chǎn)氧量，g/(m2·d)；F1(H)為光衰減函數(shù)；τ為中午的實(shí)際時(shí)間；α為實(shí)際相對(duì)日長(zhǎng)；tup,tdown分別為日出和日落時(shí)間；R1為自養(yǎng)生物在20℃下的光合作用呼吸效率，g/(m2·d)；θ1為光合作用和呼吸作用的溫度系數(shù)；R2為動(dòng)物和細(xì)菌等異養(yǎng)生物的呼吸效率，g/(m2·d)；θ2為異養(yǎng)呼吸的溫度系數(shù)；K3為20℃時(shí)有機(jī)物的降解系數(shù)，1/d；θ3為阿列紐斯溫度系數(shù)；BOD為生化需氧量濃度，mg/L；HS-BOD為BOD的半飽和氧濃度，mg/L；HS-SOD為SOD的半飽和氧濃度，mg/L；θ7為SOD的溫度系數(shù)；IN為無(wú)機(jī)氮總和，mg N/L；KSN為限制植物和藻類(lèi)光合作用的氮的半飽和濃度，mg N/L；PO4為磷酸根濃度，mg P/L；KSP為限制植物和藻類(lèi)光合作用的磷的半飽和濃度，mg P/L；S為鹽度，ppt；T為溫度，℃；V為水深的平均流速，m/s；H為水深，m；WV為風(fēng)速，m/s；k為消光系數(shù)。

(2)生化需氧量。

(13)

(3)氨氮。

(14)

(15)

(16)

(17)

(18)

(19)

式中，BODn為降解BOD釋放氨氮的過(guò)程；plantn為植物吸收氨氮的過(guò)程；bactn為細(xì)菌分解氨氮的過(guò)程；nitrif為氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽的過(guò)程；hetersn為異養(yǎng)呼吸釋放氨氮的過(guò)程；YBOD為BOD降解釋放的氨氮，mg NH3-N/mg BOD；UNP為被植物吸收的氨氮，mg N/mg O2；UNb為被細(xì)菌吸收的氨氮，mg N/mg BOD；HS-NH3為細(xì)菌吸收氨氮半飽和濃度,mg N/L；K4為20℃時(shí)的硝化率，1/d；θ4為硝化作用的溫度系數(shù)。

(4)亞硝酸鹽氮。

(20)

(21)

(22)

式中，nitri為亞硝酸鹽轉(zhuǎn)化為硝酸鹽的過(guò)程；HS-nitr為硝化作用的半飽和濃度，mg O2/L；NO2為亞硝酸鹽的濃度，mg/L；K5為20℃時(shí)NO2轉(zhuǎn)化為NO3效率，1/d；θ5為NO2轉(zhuǎn)化為NO3的溫度系數(shù)。

(5)硝酸鹽氮。

(23)

(24)

式中，deni為反硝化過(guò)程；K6為反硝化速率，1/d；θ6為阿列紐斯溫度系數(shù)。

(6)磷酸鹽。

(26)

(26)

(27)

(28)

(29)

式中，BODp為生化需氧量衰減釋放磷的過(guò)程；plantp為植物吸收磷的過(guò)程；bactp為細(xì)菌吸收磷的過(guò)程；hetersp為異養(yǎng)呼吸釋放磷的過(guò)程；Y2為溶解態(tài)BOD中磷的含量，mg P/mg BOD；UPp為植物吸收的磷，g P/m3·d-1；UPb為細(xì)菌吸收的磷，g P/m3·d-1；HS-PO4為細(xì)菌吸收的磷酸鹽的半飽和濃度，mgO2/L。

(7)總氮。

(30)

2.2 邊界條件

采用非結(jié)構(gòu)網(wǎng)格，將北海模擬區(qū)域剖分為3 634個(gè)網(wǎng)格(見(jiàn)圖2)，并通過(guò)調(diào)整邊界節(jié)點(diǎn)，控制湖泊邊界處和湖心島處的網(wǎng)格密度和大小，根據(jù)實(shí)測(cè)湖泊高程點(diǎn)資料，插值湖泊地形如圖3所示。由于清潩河流域湖泊群普遍具有狹長(zhǎng)型城市人工淺水湖泊的特征，且均位于河道之上或與河道連通，具有河道型湖泊的特點(diǎn)；又因流域內(nèi)湖泊建成通水時(shí)間較短，研究過(guò)程中未能獲取完備的數(shù)據(jù)資料；因此后續(xù)選取數(shù)據(jù)基礎(chǔ)更為充實(shí)的河網(wǎng)進(jìn)行水生態(tài)模型參數(shù)敏感性分析和水動(dòng)力水質(zhì)水生態(tài)模型驗(yàn)證。水動(dòng)力水質(zhì)水生態(tài)模型中，由于水質(zhì)模型在研究過(guò)程中，對(duì)COD表現(xiàn)出較好的表達(dá)效果，因此COD僅考慮溶質(zhì)輸移和簡(jiǎn)單降解作用，其他指標(biāo)采用水生態(tài)模型表達(dá)。

圖2 北海網(wǎng)格劃分

圖3 北海地形

河網(wǎng)入流邊界：天然徑流采用水文模擬得到的流量和非點(diǎn)源污染物質(zhì)濃度[20]；污水處理廠采用逐日實(shí)測(cè)出水流量和濃度過(guò)程；工業(yè)點(diǎn)源采用逐日實(shí)測(cè)出水流量過(guò)程和水質(zhì)濃度過(guò)程，以及環(huán)境統(tǒng)計(jì)報(bào)表數(shù)據(jù)計(jì)算年平均值計(jì)入模型；上述數(shù)據(jù)中缺失的水質(zhì)組份數(shù)據(jù)采用許昌市流域斷面監(jiān)測(cè)逐月數(shù)據(jù)計(jì)入模型。河網(wǎng)出流邊界：采用斷面水位流量關(guān)系，并采用國(guó)控、省控?cái)嗝娴膶?shí)測(cè)水質(zhì)數(shù)據(jù)進(jìn)行校正。湖泊入流邊界：水量邊界采用擬定的換水和循環(huán)流量方案，水質(zhì)邊界采用河道供水?dāng)嗝娴乃|(zhì)計(jì)算結(jié)果。湖泊出流邊界：水量邊界采用恒定水位控制，水質(zhì)邊界采用零梯度邊界。閘壩節(jié)點(diǎn)根據(jù)閘門(mén)過(guò)水形式，主要包括閘下過(guò)水和閘上過(guò)水兩種，分為泄流閘和越流閘兩類(lèi)，分別控制其閘門(mén)開(kāi)啟度和壩頂高程。

2.3 參數(shù)率定與模型驗(yàn)證

根據(jù)清潩河流域2014年(率定期)和2015年(驗(yàn)證期)的實(shí)測(cè)流量和COD濃度率定和驗(yàn)證水動(dòng)力水質(zhì)模型的參數(shù)值。清潩河流域糙率和污染物質(zhì)的擴(kuò)散和降解系數(shù)見(jiàn)表2。由于清潩河流域無(wú)實(shí)測(cè)糙率資料，其取值通過(guò)數(shù)值實(shí)驗(yàn)率定求取，率定值較類(lèi)似河流偏大，主要是由于實(shí)際情況掌握有限，模擬中未能盡現(xiàn)諸多閘壩的水流阻礙作用，一定程度上由糙率得到彌補(bǔ)與平衡。清潩河流域平均流速0.15 m/s，擴(kuò)散系數(shù)隨流速動(dòng)態(tài)變化的關(guān)系式為D=aVb，率定可知當(dāng)a=125，b=1，最小值和最大值分別限制在5～20之間，模擬誤差最小。采用高村橋斷面2014年的模擬結(jié)果平均值，對(duì)水生態(tài)模型的30個(gè)參數(shù)進(jìn)行敏感性分析，每次僅改變一個(gè)參數(shù)，變化范圍為基準(zhǔn)值上下調(diào)整50%，進(jìn)一步對(duì)高敏感度的參數(shù)進(jìn)行率定，結(jié)果見(jiàn)表3。

表2 清潩河流域水動(dòng)力-水質(zhì)模型參數(shù)率定結(jié)果

高村橋斷面率定期和驗(yàn)證期的流量模擬誤差分別為9.40%和8.07%，相關(guān)系數(shù)分別為0.92和0.78，見(jiàn)圖4；COD濃度各斷面誤差平均值為16.05%，見(jiàn)表4。其他指標(biāo)個(gè)別月份實(shí)測(cè)值與年平均水平相差極大，去除奇異值，整體吻合程度較好。BOD整體上吻合程度好，平均相對(duì)誤差為11.71%，一致呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，在3月份的誤差最大；溶解氧在2月、4月和5月份的實(shí)測(cè)值分別低于年平均水平49.78%,46.19%和58.74%，除去這3個(gè)月份之外，整體相對(duì)誤差為15.01%；總氮在6月份的實(shí)測(cè)值低于年平均水平71.58%，除6月份外平均相對(duì)誤差為21.59%；總磷在整體上吻合較好，平均相對(duì)誤差為8.54%，4月份誤差較大；氨氮年總負(fù)荷誤差為2.48%。因此，所建模型在極值的捕捉上有所偏差，但整體上能夠較好模擬清潩河流域的水生態(tài)變化規(guī)律。

表3 水生態(tài)模型參數(shù)敏感性分析及率定結(jié)果

圖4 高村橋流量模型驗(yàn)證結(jié)果

表4 COD降解系數(shù)誤差分析

3 結(jié)果與分析

對(duì)于水資源量缺乏的城市人工湖系統(tǒng)，以換水方式改善景觀蓄水水體水質(zhì)，較為經(jīng)濟(jì)節(jié)水。但周期性換水雖然一定程度上改善了小型人工湖泊封閉式的水體狀態(tài)，卻無(wú)法從根本上建立起穩(wěn)定循環(huán)的湖泊系統(tǒng)。鑒于此，本研究一方面針對(duì)清潩河流域現(xiàn)有湖泊換水方案進(jìn)行優(yōu)化，另一方面從恒定流量和波動(dòng)流量?jī)煞N類(lèi)型探索湖泊與河網(wǎng)的穩(wěn)定、循環(huán)的水體交換方案。

3.1 不同頻率換水方案

清潩河流域人工河湖水系規(guī)劃現(xiàn)狀(保證率50%年份)換水次數(shù)為每年5次，分別于1月、4月、7月、9月和11月進(jìn)行換水，換水流量為2 m3/s，一次換水大約4 d。其他年份每年換水4次，特殊枯水年份減少至2次。根據(jù)上述實(shí)際情況，本節(jié)擬定每年于3月、7月和11月?lián)Q水3次，和分別于1,4,7,9月和11月?lián)Q水5次兩種工況，分析不同換水頻率對(duì)人工湖水質(zhì)的影響。本節(jié)針對(duì)化學(xué)需氧量、氨氮、總磷和總氮4項(xiàng)指標(biāo)分析其調(diào)控效果。

表5 2種工況下出水水質(zhì)年均值和污染物質(zhì)削減水平對(duì)比

圖6 2種工況下的COD、氨氮和TP年均分布

換水3次和5次時(shí)的北海流速平均值分別為3.2 mm/s和3.4 mm/s，湖內(nèi)分布如圖5所示，可見(jiàn)，易形成環(huán)流的湖泊上游分布規(guī)律較為相似，差別主要體現(xiàn)在較為順直的湖泊下游。不同換水頻率下的湖泊內(nèi)污染物質(zhì)濃度分布情況如圖6所示。COD平均年濃度分別為13.03 mg/L和14.48 mg/L，氨氮平均年濃度分別為0.32 mg/L和0.42 mg/L，換水5次均高于換水3次。TP平均年濃度分別為0.359 mg/L和0.357 mg/L，換水5次略低于換水3次。換水頻率的增加導(dǎo)致湖泊水動(dòng)力狀況略有改善，但并不一定可以改善水體水質(zhì)狀況。從湖泊出水平均濃度看來(lái)，換水3次的出水水質(zhì)優(yōu)于換水5次，說(shuō)明換水3次過(guò)程中進(jìn)入河網(wǎng)的水體水質(zhì)較好(見(jiàn)表5)。從換水對(duì)污染物質(zhì)總量削減情況看來(lái)，換水3次削減量大于換水5次(見(jiàn)表5)。綜上所述，換水3次更有利于污染負(fù)荷和水系水質(zhì)控制。

3.2 恒定循環(huán)流量方案

鑒于周期性換水沖擊穩(wěn)定湖泊系統(tǒng)的弊端，本節(jié)提出分別以0.1 m3/s(工況1)、0.2 m3/s(工況2)、0.3 m3/s(工況3)、0.4 m3/s(工況4)和0.5 m3/s(工況5)的恒定小流量持續(xù)循環(huán)進(jìn)出湖泊的水系連通方式。根據(jù)5種工況下的流速平均值分布，流速整體分布隨入湖流量增加而變大，且主要集中在環(huán)流區(qū)和收縮段。表6為5種工況下的流速平均值統(tǒng)計(jì)結(jié)果，入湖流量在0.1～0.5 m3/s，流速集中于0.001 ～0.1m/s之間，其中0.005m/s以下占比最大。綜上可見(jiàn)，控制入湖流量是改變流速值分布的有效手段，增加入湖流量可提高湖泊整體流速水平。

圖5 2種工況下流速年均分布

表6 5種工況下的流速平均值統(tǒng)計(jì)結(jié)果

圖7為進(jìn)湖流量分別為0.1，0.3 ,0.5 m3/s時(shí)的北海局部流場(chǎng)分布。在北海中選取兩個(gè)局部區(qū)域進(jìn)行重點(diǎn)分析，A區(qū)為環(huán)流區(qū)，B區(qū)為近似河道式湖泊，包含收縮段和湖心島。A區(qū)的環(huán)流結(jié)構(gòu)隨入湖流量增加，逐漸從一個(gè)中心環(huán)流加西北部環(huán)流跡象(a1)發(fā)展為南北兩個(gè)環(huán)流(a3)，說(shuō)明入湖流量可改變環(huán)流中心位置與環(huán)流結(jié)構(gòu)。B區(qū)隨入湖流量增加，破壞了前段的局部環(huán)流結(jié)構(gòu)，隨后的收縮段流速明顯增大，湖心島北部流速隨南部主流增加而降低，說(shuō)明入湖流量可明顯改變河道型湖泊的流場(chǎng)分布。根據(jù)湖泊上6個(gè)觀測(cè)點(diǎn)的瞬時(shí)流速值，t1在環(huán)流中心，流速呈增加趨勢(shì)；t2和t3處由于局部環(huán)流結(jié)構(gòu)的改變，流速隨機(jī)性變化；t4在環(huán)流區(qū)邊界處，流速明顯大于其他區(qū)域；t5為收縮段，流速明顯增加；t6為湖心島，環(huán)流強(qiáng)度隨主流增加而降低。

圖7 進(jìn)湖流量分別為0.1，0.3 ,0.5 m3/s時(shí)的北海局部流場(chǎng)分布

綜上所述，流速整體分布隨入湖流量增加而變大，且主要集中在環(huán)流區(qū)和收縮段，入湖流量可改變環(huán)流區(qū)的環(huán)流中心位置與環(huán)流結(jié)構(gòu)，可明顯改變河道型湖泊的流場(chǎng)分布。隨入湖流量的增加，環(huán)流中心流速和收縮段流速明顯增加，湖心島環(huán)流強(qiáng)度隨之降低?？刂迫牒髁渴歉淖兞魉僦捣植嫉挠行侄危黾尤牒髁靠商岣吆凑w流速水平。

根據(jù)湖泊內(nèi)COD,DO,TP和氨氮的年平均濃度(見(jiàn)圖8)，可見(jiàn)進(jìn)出湖流量從0.1 m3/s 增至0.2 m3/s，湖內(nèi)污染物質(zhì)濃度變幅較大，整體上變幅隨進(jìn)出湖流量增加而逐漸減小。5種工況下整個(gè)區(qū)域在0.1～0.5 m3/s下的DO平均水平分別為4.76,4.30,4.20,4.23，4.29 mg/L，進(jìn)出湖流量為0.1 m3/s時(shí)湖內(nèi)DO水平最高，湖泊DO水平與入湖水體DO水平相關(guān)。整體上COD和氨氮污染負(fù)荷隨進(jìn)出湖流量增加而加重，5種工況下COD年平均濃度分別在16.00～18.77 mg/L之間，氨氮年平均濃度在0.56 ～0.96 mg/L之間。說(shuō)明恒定小流量循環(huán)受進(jìn)湖水體污染物質(zhì)水平影響較大，換水方式下由于換水期流量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于點(diǎn)源污染排水流量，且周期較短，入湖污染物質(zhì)負(fù)荷較低，對(duì)湖水水質(zhì)影響較小。恒定小流量循環(huán)使得調(diào)水水體與工業(yè)點(diǎn)源水體充分混合進(jìn)入湖泊，導(dǎo)致湖泊水體受到一定影響。整體上TP污染負(fù)荷隨進(jìn)出湖流量增加而得到改善，5種工況下TP年平均濃度分別為0.46,0.43,0.41,0.40 mg/L和0.39 mg/L。

圖8 5種工況下湖泊內(nèi)的污染物質(zhì)濃度年均值

表7為5種工況下出湖水體水質(zhì)平均水平，COD和氨氮隨循環(huán)流量增加而增加，TN和TP隨之減少。圖9為5種循環(huán)流流量下COD和氨氮污染物質(zhì)總量的削減情況，可見(jiàn)0.1 m3/s工況下COD削減能力明顯低于其他幾種工況，0.2～0.5 m3/s 工況下COD削減量在26.45～26.91 t/a，差距并不明顯，但0.3 m3/s工況對(duì)COD削減效果略好。5種工況下的氨氮年削減量分別為5.10，6.89，3.63，1.79,0.82 t/a，其中0.2m3/s工況下的氨氮削減能力顯著于其他工況。

表7 湖泊出水污染物濃度年均值

圖9 5種工況下污染物質(zhì)削減水平對(duì)比

綜合上述分析，湖泊水動(dòng)力水平隨進(jìn)出湖流量增加而增強(qiáng)；湖內(nèi)及出湖水體的COD和氨氮濃度隨循環(huán)流量增加而增加，TN和TP隨之減小，DO變化趨勢(shì)不明確；5種工況對(duì)COD和氨氮污染物質(zhì)總量的削減水平對(duì)比中，循環(huán)流量為0.2 m3/s工況最佳；結(jié)合進(jìn)出湖水量的來(lái)源和經(jīng)濟(jì)等因素，可考慮采用0.2 m3/s的流量進(jìn)出湖泊，將之與流域水系連通循環(huán)。

3.3 波動(dòng)循環(huán)流量方案

根據(jù)3.2計(jì)算結(jié)果，采用0.2 m3/s的流量進(jìn)出北海，將之與流域水系連通循環(huán)較為合理。本節(jié)設(shè)計(jì)相同水量消耗下，采用波動(dòng)流量進(jìn)出湖泊的3種工況，分別為以0.4 m3/s單數(shù)周供為(工況1)、單數(shù)月供水(工況2)，以及1，2，5，6，9，10月份供水(工況3)。統(tǒng)計(jì)模擬期內(nèi)，湖泊內(nèi)水動(dòng)力和水質(zhì)的平均水平，并將之與進(jìn)出水為恒定流量0.2 m3/s工況下的統(tǒng)計(jì)結(jié)果進(jìn)行對(duì)比，結(jié)果見(jiàn)表8，可見(jiàn)波動(dòng)進(jìn)水工況下該湖泊水動(dòng)力和水質(zhì)條件有所改善，但效果并不顯著。整體看來(lái)，工況3對(duì)湖泊水動(dòng)力和水質(zhì)改善效果最佳。

表8 湖內(nèi)污染物濃度年均值對(duì)比

根據(jù)出湖水體COD和氨氮濃度變化過(guò)程(見(jiàn)圖10)可知，波動(dòng)進(jìn)水使湖內(nèi)污染物質(zhì)濃度呈現(xiàn)周期性變化規(guī)律，且一個(gè)周期內(nèi)的最大值和最小值的差值隨周期長(zhǎng)度增加而增加，說(shuō)明波動(dòng)進(jìn)水在一定程度上破壞了污染物質(zhì)在湖內(nèi)的降解過(guò)程。3種工況下出湖水體的COD濃度年平均值分別為16.00，16.22 mg/L和15.94 mg/L，氨氮濃度年平均值分別為0.55，0.54 mg/L和0.54 mg/L，工況3效果最佳，但3種工況均大于恒定流量0.2 m3/s工況下的污染物濃度平均值。

根據(jù)污染物年削減量統(tǒng)計(jì)結(jié)果(見(jiàn)表9)，3種工況均沒(méi)有0.2 m3/s削減效果好，但工況1比工況2和工況3削減量大。綜合上述分析，相同水量消耗下，恒定進(jìn)湖流量和波動(dòng)進(jìn)湖流量對(duì)湖內(nèi)及出水的水動(dòng)力和水質(zhì)條件改善效果相差不大，但對(duì)污染物的削減效果，恒定進(jìn)水效果更佳，隔周進(jìn)水的工況次之?？紤]到進(jìn)水流量的調(diào)節(jié)所消耗的人員和經(jīng)濟(jì)成本，恒定流量進(jìn)出湖的循環(huán)模式更具優(yōu)勢(shì)。

圖10 出水污染物濃度年均值

表9 污染物年削減量均值

4 清潩河流域湖泊群調(diào)控方案討論

根據(jù)前述恒定流量循環(huán)模式與換水模式中的最優(yōu)工況，本節(jié)擬定循環(huán)+換水的湖泊群調(diào)控措施，即按照0.2 m3/s的恒定小流量持續(xù)循環(huán)進(jìn)出湖泊，并于每年的3，7月和11月?lián)Q水3次的水系連通方式。該工況下的水動(dòng)力和水質(zhì)平均水平的分布情況如圖11所示，湖內(nèi)流速年平均值為3.62 mm/s，比0.2 m3/s進(jìn)湖工況和3次換水工況分別增加了10.78%和14.97%。湖內(nèi)和出水各項(xiàng)水質(zhì)指標(biāo)年均值如表10所示，表明湖內(nèi)的COD和氨氮平均濃度分別比0.2 m3/s進(jìn)湖工況增加了1.21%和3.10%，但TP減少了11.26%。出水COD和氨氮平均濃度比0.2 m3/s進(jìn)湖工況略有增加，但TP大幅降低。COD的年削減量為31.20 t，比0.2 m3/s進(jìn)湖工況增加了17.48%；氨氮的年削減量為6.65 t，比0.2 m3/s進(jìn)湖工況降低了3.46%；總磷的年增加量為0.67 t，比0.2 m3/s進(jìn)湖工況降低了20.81%。

圖11 北海調(diào)控后各水質(zhì)指標(biāo)年均分布

表10 湖內(nèi)和出水各項(xiàng)水質(zhì)指標(biāo)年均值

綜合上述分析，循環(huán)+換水模式對(duì)湖內(nèi)和出水水體中不同污染物的控制水平上有所差異，整體改善水平與0.2 m3/s進(jìn)湖工況相差不大，但就污染物質(zhì)負(fù)荷的削減量來(lái)看，循環(huán)+換水模式效果顯著。根據(jù)該結(jié)果，結(jié)合清潩河上8個(gè)人工湖泊的蓄水量差別，分別擬定各湖泊的進(jìn)水方式如表11所示，清潩河流域湖泊群的循環(huán)流量在0.03～0.20 m3/s之間，并于每年的3,7月和11月統(tǒng)一換水3次。清潩河流域水資源短缺，生態(tài)用水需充分考慮經(jīng)濟(jì)因素，因此上述方案在理論上相對(duì)保守。在實(shí)際河湖水系連通過(guò)程中，可根據(jù)不同河段的供退水能力差異加以調(diào)整，更大限度的保障水生態(tài)需求。

表11 清潩河流域湖泊進(jìn)水方式優(yōu)化

5 結(jié) 論

將水生態(tài)模型應(yīng)用于河湖水系連通及其水量水質(zhì)調(diào)控研究，分析了不同的換水頻率、不同恒定流量和不同波動(dòng)流量等換水方式下人工湖泊的流場(chǎng)及水質(zhì)濃度場(chǎng)，根據(jù)污染物質(zhì)濃度分布及削減量提出了循環(huán)+換水的湖泊群調(diào)控模式，得到主要結(jié)論如下。

(1)在參數(shù)敏感性分析的基礎(chǔ)上，率定了水生態(tài)模型中9個(gè)重要參數(shù)值并根據(jù)實(shí)測(cè)資料驗(yàn)證了模型的準(zhǔn)確性。

(2)換水頻率的增加導(dǎo)致湖泊水動(dòng)力狀況略有改善，但并不一定可以改善水體水質(zhì)狀況，北海換水3次更有利于污染負(fù)荷和水系水質(zhì)控制。湖泊水動(dòng)力水平隨進(jìn)出湖流量增加而增強(qiáng)，湖內(nèi)及出湖水體的COD和氨氮濃度隨循環(huán)流量增加而增加，TN和TP隨之減小，DO變化趨勢(shì)不明確，河湖水系連通循環(huán)流量為0.2 m3/s時(shí)，對(duì)北海COD和氨氮污染物質(zhì)總量的削減水平最佳。相同水量消耗下，恒定進(jìn)湖流量和波動(dòng)進(jìn)湖流量對(duì)湖內(nèi)及出水的水動(dòng)力和水質(zhì)條件改善效果相差不大，但對(duì)污染物的削減效果，恒定進(jìn)水效果更佳，隔周進(jìn)水的工況次之，考慮到調(diào)節(jié)方式所消耗的人員和經(jīng)濟(jì)成本，恒定流量進(jìn)出湖的循環(huán)模式更具優(yōu)勢(shì)。

(3)確定了循環(huán)+換水的湖泊群調(diào)控模式，該模式對(duì)湖內(nèi)和出水水體中不同污染物的控制水平上有所差異，整體改善水平與0.2 m3/s進(jìn)湖工況相差不大，但就污染物質(zhì)負(fù)荷的削減效果顯著。量化并優(yōu)化了清潩河流域各湖泊的循環(huán)流量在0.03～0.20 m3/s之間，換水次數(shù)為每年的3，7月和11月統(tǒng)一換水3次。