清淤疏浚工程對(duì)七里海潟湖濕地水體交換的影響

匡翠萍,董智超*,顧 杰,詹華明,趙 衛(wèi)

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清淤疏浚工程對(duì)七里海潟湖濕地水體交換的影響

匡翠萍1,董智超1*,顧 杰2,詹華明3,趙 衛(wèi)3

(1.同濟(jì)大學(xué)土木工程學(xué)院,上海 200092；2.上海海洋大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院,上海 201306；3.天津市海洋地質(zhì)勘查中心,天津 300170)

七里海潟湖濕地受到人類活動(dòng)的影響,湖盆淤積、湖面萎縮、水質(zhì)惡化,其生態(tài)修復(fù)工程(一期)通過對(duì)湖盆進(jìn)行清淤疏浚來改善潟湖生態(tài)環(huán)境.基于三重嵌套非結(jié)構(gòu)網(wǎng)格建立七里海潟湖濕地水動(dòng)力和物質(zhì)輸運(yùn)數(shù)學(xué)模型,采用實(shí)測(cè)資料對(duì)模型的潮位、流速和流向進(jìn)行驗(yàn)證,運(yùn)用歐拉法計(jì)算潟湖整體滯留時(shí)間及其空間分布,分析工程對(duì)七里海潟湖水動(dòng)力和水體交換的影響,結(jié)果表明:(1)工程對(duì)潮位的影響較小,工程后潮汐通道口門處漲落潮流量增大,漲落潮流速也隨之增加;(2)工程后,潟湖納潮量較工程前提升87%,滯留時(shí)間較工程前降低38%,水體交換能力自潮汐通道向潟湖內(nèi)部逐漸減弱,工程對(duì)潟湖水體交換能力的改善主要集中在河道及潟湖中心水域;(3)工程前水體滯留時(shí)間的分布主要受到潟湖地貌影響,工程后水深增大,流場(chǎng)受地貌的影響變小,水體交換能力的分布主要受到潟湖流場(chǎng)影響.清淤疏浚工程有助于潟湖改善水體的交換能力和生態(tài)環(huán)境.

潟湖濕地；清淤疏浚；水體交換；滯留時(shí)間

潟湖廣泛分布于我國(guó)沿海地區(qū),是一種特殊類型的沉積性海岸濕地.潟湖地處海陸相間的區(qū)域,與外海之間由一條或多條潮汐通道相接[1].潟湖是人類活動(dòng)與海洋生態(tài)系統(tǒng)之間的過渡空間,自然環(huán)境復(fù)雜多變[2],并具有極高的生物多樣性[3].潟湖濕地?fù)碛胸S富的生態(tài)資源和重要的環(huán)境效益,然而由于自然條件的變化和人類的過度開發(fā)利用,濕地生態(tài)平衡被打破,潟湖濕地資源不斷萎縮,生態(tài)環(huán)境日趨惡化[4].

海洋對(duì)污染物本身具有巨大的自凈能力,對(duì)水體自凈能力的了解是解決潟湖水生環(huán)境問題的基礎(chǔ)[5],海洋環(huán)境中水體的自凈能力主要通過漲落潮過程引起的水交換過程,將內(nèi)部污染物濃度在交換過程中得到稀釋[7].水體生態(tài)環(huán)境的改善最終歸結(jié)為污染物歸宿的控制[9].量化研究水體輸運(yùn)過程和規(guī)律是診斷污染物歸宿的前提與基礎(chǔ),水體交換能力的強(qiáng)弱本質(zhì)上反映了水體自凈能力,這對(duì)促進(jìn)水體改善具有重要意義[10-12].所以在潟湖生態(tài)修復(fù)的過程中,水體交換能力一直是研究的焦點(diǎn).通過數(shù)值模擬研究水體交換的方法主要分為拉格朗日法[10]和歐拉法[13].拉格朗日法基于粒子追蹤,通過跟蹤粒子的運(yùn)移軌跡進(jìn)行樣本統(tǒng)計(jì),計(jì)算得到時(shí)間尺度,該方法可以有效避免數(shù)值耗散產(chǎn)生的不穩(wěn)定,但忽略了水體的對(duì)流擴(kuò)散作用[14].歐拉法基于對(duì)流擴(kuò)散方程求解,著眼于描述空間點(diǎn)上物質(zhì)隨時(shí)間的運(yùn)動(dòng)變化,反映局地余流特征[16].Cucco等[18]分別采用歐拉法和拉格朗日法研究了Venice潟湖水交換特性,發(fā)現(xiàn)潮汐變化對(duì)拉格朗日法計(jì)算結(jié)果的影響大于歐拉法的計(jì)算結(jié)果.針對(duì)潟湖的水體交換研究主要基于數(shù)學(xué)模型,通過計(jì)算水齡[19]、滯留時(shí)間[20]、半交換時(shí)間[21]等時(shí)間尺度對(duì)水體交換能力定量分析.研究表明Curonian潟湖的水交換主要受到風(fēng)的控制,受徑流的影響較小[23].在七里海水交換的研究中發(fā)現(xiàn)風(fēng)使?jié)暫w交換能力大幅增加,在東北風(fēng)的作用下最有利于污染物的輸移擴(kuò)散[24].

七里海潟湖濕地是河北省昌黎國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)內(nèi)的主要保護(hù)對(duì)象之一,湖內(nèi)有季節(jié)性河流注入,潟湖與外海之間有新開口潮汐通道相連,屬半封閉式潟湖,是國(guó)內(nèi)僅存的現(xiàn)代潟湖之一[26].因入湖河流均為季節(jié)性河流,平時(shí)接納的各種陸源污染物儲(chǔ)存在河道及其附近,而在汛期洪水夾帶大量污染物通過湖區(qū)并進(jìn)入渤海.這種水文特點(diǎn)造成七里海潟湖多數(shù)時(shí)間水面萎縮,湖盆出露,且位于核心區(qū)和緩沖區(qū)的灘涂也被當(dāng)?shù)鼐用耖_墾為魚塘蝦池,保護(hù)范圍一直遭受到各種蠶食,自然生態(tài)系統(tǒng)遭到破壞,生態(tài)功能大部分喪失[28].基于LANDSAT遙感影像,楊會(huì)利等[30]發(fā)現(xiàn)1956年以后,受人類活動(dòng)的影響,潟湖及周邊濕地逐漸被人工濕地所代替,潟湖水面面積減小,淤積加重,潟湖生態(tài)系統(tǒng)遭到破壞,不能通過自身調(diào)節(jié)逐步恢復(fù)原有的生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與功能,需要通過綜合性的整治修復(fù),恢復(fù)其自然生態(tài)結(jié)構(gòu)、功能和風(fēng)貌.

七里海潟湖濕地生態(tài)修復(fù)綜合整治工程包括退養(yǎng)還濕、清淤疏浚、岸線整治、河口濕地和濕地修復(fù)5個(gè)部分,一期工程包括清淤疏浚和岸線(東岸)整治修復(fù),依據(jù)自然保護(hù)區(qū)總體規(guī)劃的要求, 考慮潟湖自凈能力和水動(dòng)力等因素,清淤方量達(dá)2.76′106m3,湖盆清淤后形成31.0m(以平均低潮位為基準(zhǔn))的潟湖水深.基于水動(dòng)力和物質(zhì)運(yùn)輸數(shù)學(xué)模型,本文研究一期工程中清淤疏浚對(duì)水體交換和水動(dòng)力的影響.以期對(duì)七里海潟湖濕地生態(tài)修復(fù)工程的規(guī)劃和設(shè)計(jì)提供一定的理論依據(jù).

1 數(shù)學(xué)模型建立和驗(yàn)證

考慮七里海潟湖水域最深處僅為4.9m,且在落潮時(shí)潟湖有大面積出灘,潟湖水體寬淺,二維水動(dòng)力及物質(zhì)輸運(yùn)數(shù)學(xué)模型可滿足潟湖動(dòng)力和水體交換能力的研究需求.本文建立二維七里海潟湖模型,基于有限體積法求解二維不可壓縮Reynolds平均Navier-Stokes方程,其中考慮了Boussinesq近似、淺水假定和靜水壓力的假定.

1.1 基本方程

1.1.1 連續(xù)性方程:

式中:為時(shí)間;為笛卡爾坐標(biāo);分別為方向垂向平均流速分量;為總水深;為源匯流項(xiàng).

1.1.2 動(dòng)量方程:

式中:為水面高程;為科氏力參數(shù);為重力加速度;0為水的密度;為水的參考密度;、為水面風(fēng)剪應(yīng)力分量;、為河床切應(yīng)力分量;P為空氣大氣壓力;u、v為源(匯)流向外界的速度分量;F、F為水平渦粘應(yīng)力量.

物質(zhì)輸運(yùn)模型基于物質(zhì)守恒方程建立,物質(zhì)守恒方程如下:

式中:為物質(zhì)濃度;和為對(duì)流擴(kuò)散系數(shù).

1.2 計(jì)算網(wǎng)格及邊界條件

模型平面坐標(biāo)系選用北京54坐標(biāo)系,高程以平均海平面為高程零點(diǎn).模型采用三重嵌套網(wǎng)格,大模型為渤海模型[32],模型開邊界采用大連和煙臺(tái)潮位控制,中模型模擬區(qū)域?yàn)榍鼗蕧u鄰近海域[34],其外海開邊界由渤海模型計(jì)算取得,小模型研究區(qū)域?yàn)槠呃锖暫竦?潮汐通道處開邊界由中模型計(jì)算得到.七里海潟湖濕地區(qū)位如圖1所示,潟湖岸邊四邊形區(qū)域?yàn)閲唣B(yǎng)殖池,通過圍埝進(jìn)行養(yǎng)殖池區(qū)域劃分,養(yǎng)殖池僅在換水時(shí)通過閘門與潟湖水域聯(lián)通,大部分時(shí)間為非透水區(qū)域.所以模型以養(yǎng)殖池為岸線建立固壁邊界,模型采用非結(jié)構(gòu)網(wǎng)格進(jìn)行計(jì)算,網(wǎng)格包含6656個(gè)節(jié)點(diǎn)和11818個(gè)單元,網(wǎng)格空間步長(zhǎng)在5~50m,較精確地反映了潟湖內(nèi)部的地形變化.

七里海潟湖由4條河流流入,河流流量采用實(shí)測(cè)月平均流量進(jìn)行控制.風(fēng)應(yīng)力采用歐洲中期天氣預(yù)報(bào)中心(ECMWF)給出的海面10m以上、間隔為6h的風(fēng)場(chǎng)資料.底部摩擦力曼寧糙率系數(shù)由水深和底部中值粒徑共同控制,取值范圍為0.011~0.015,時(shí)間步長(zhǎng)由模型自動(dòng)調(diào)節(jié),為0.001~60s,柯朗數(shù)限值為0.8.水平渦粘系數(shù)采用Smagorinsky公式計(jì)算.模型采用干濕動(dòng)邊界處理技術(shù),模型中干點(diǎn)臨界水深取0.005m,濕點(diǎn)臨界水深取0.05m.

1.3 模型驗(yàn)證

對(duì)七里海潟湖濕地的水動(dòng)力模型分別進(jìn)行潮位和潮流的驗(yàn)證,驗(yàn)證點(diǎn)位如圖2所示,潮位驗(yàn)證點(diǎn)位于七里海潟湖潮汐通道內(nèi)(WL),潮流驗(yàn)證點(diǎn)分別位于潟湖濕地(C1~C2)和潮汐通道內(nèi)(C3~C4),潮位驗(yàn)證采用2016年9月23日~10月23日潮位實(shí)測(cè)數(shù)據(jù),潮流驗(yàn)證采用2016年9月23日潮流實(shí)測(cè)數(shù)據(jù).分別將實(shí)測(cè)值與計(jì)算值進(jìn)行比較(圖2),并引入Wilmott提出的效率系數(shù)[36]對(duì)模型計(jì)算結(jié)果的優(yōu)劣進(jìn)行定量評(píng)價(jià),評(píng)價(jià)公式如下:

Skill值的范圍在0~1之間.Skill大于0.65時(shí),表示模型計(jì)算結(jié)果為極好;Skill在0.65~0.5之間時(shí),表示模型計(jì)算結(jié)果為非常好;Skill在0.5~0.2之間時(shí),表示模型計(jì)算結(jié)果為好;Skill小于0.2時(shí),表示模型計(jì)算結(jié)果為差.該模型各驗(yàn)證點(diǎn)潮位、流速、流向和鹽度的Skill評(píng)價(jià)結(jié)果見表1,說明模型潮位和潮流驗(yàn)證良好.

表1 模型效率評(píng)價(jià)

1.4 水體交換能力的確定方法

基于水動(dòng)力模型和物質(zhì)輸運(yùn)模型,采用歐拉法分析七里海潟湖的水體交換特性.潮流交換和擴(kuò)散而導(dǎo)致的水體交換能力可用滯流時(shí)間表示,滯流時(shí)間可通過數(shù)值示蹤劑試驗(yàn)來確定,將研究的水體染成單位濃度的示蹤劑,應(yīng)用水動(dòng)力和物質(zhì)輸運(yùn)模型進(jìn)行計(jì)算,可得水體中剩余的示蹤劑質(zhì)量,剩余的示蹤劑質(zhì)量變化過程可用衰減函數(shù)進(jìn)行表示[37]:

式中:Mt和M0分別是示蹤劑在時(shí)刻t和初始時(shí)刻的質(zhì)量;參數(shù)b,k和B應(yīng)用最小二乘法擬合數(shù)值計(jì)算結(jié)果求得.滯流時(shí)間可定義為示蹤物質(zhì)質(zhì)量衰減為初始質(zhì)量的e-10所需要的時(shí)間.

2 清淤疏浚工程對(duì)七里海潟湖水動(dòng)力的影響

圖3 清淤疏浚挖深厚度

為了提升潟湖納潮量,加強(qiáng)潟湖水體交換能力,改善和恢復(fù)七里海生態(tài)功能,對(duì)七里海潟湖濕地進(jìn)行清淤疏浚工程,七里海潟湖濕地生態(tài)修復(fù)工程(一期)挖深如圖3所示,原始高程低于-1.5m(平均海平面)不進(jìn)行清淤,原始高程高于-1.5m的區(qū)域均挖深至-1.5m.在此地形基礎(chǔ)上,采用中等潮差作為潮汐通道口門處開邊界,河流流量采用多年平均流量進(jìn)行控制,潮汐通道處開邊界條件如圖4所示.

從潮汐通道開邊界條件可以看出,潮位過程在一個(gè)潮周期內(nèi)呈現(xiàn)雙峰雙谷的形態(tài),存在兩次漲潮和兩次落潮的過程,日落潮流歷時(shí)大于漲潮流歷時(shí),平均落潮流速高于平均漲潮流速,說明在潮汐通道內(nèi)為落潮優(yōu)勢(shì)流.七里海潟湖濕地生態(tài)修復(fù)工程在一期階段對(duì)潟湖進(jìn)行清淤挖深,潮汐通道作為潟湖穩(wěn)定性的重要控制條件,直接影響潟湖整體的水動(dòng)力特性,研究潮汐通道內(nèi)的水動(dòng)力變化更直觀地展現(xiàn)清淤疏浚工程帶來的影響,潟湖內(nèi)部潮溝的地形特點(diǎn)反映了潟湖內(nèi)部的水流結(jié)構(gòu)特征,本文選取潮汐通道內(nèi)兩點(diǎn)(T1、T2)及潟湖內(nèi)一點(diǎn)(T3位于潟湖內(nèi)潮溝處)進(jìn)行工程前后的水動(dòng)力比較,分析點(diǎn)位及水動(dòng)力比較如圖5所示.

圖4 潮汐通道邊界條件

圖5 分析點(diǎn)位及水動(dòng)力比較

圖6 潟湖口門處流量比較

從3個(gè)分析點(diǎn)的潮位和流速比較中可以看出,潟湖內(nèi)的潮位變化幾乎相同,清淤疏浚工程后低潮位略有升高,高潮位保持不變,工程前平均潮差為0.73m,工程后的平均潮差為0.67m,整體上工程對(duì)潮位的影響幅度較小.潮汐通道內(nèi)的兩個(gè)點(diǎn)(T1,T2)漲潮流速和落潮流速均增大,這是由于原始條件下潟湖內(nèi)的灘涂阻礙了水流的進(jìn)出,而清淤疏浚后,對(duì)水流的阻礙降低,流速增大.T1點(diǎn)位于潮汐通道中段,T2點(diǎn)位于潮汐通道入潟湖的口門處,口門處由于斷面大幅變窄,T2點(diǎn)的流速明顯高于T1點(diǎn)的流速.T3點(diǎn)位于七里海潟湖內(nèi),低潮位時(shí),工程前水域面積變小,水體主要集中在潮溝內(nèi),束水歸槽使得工程前的流速明顯大于工程后的流速,工程后水深增加,增大了單位面積上的水體體積,水體不再受潮溝的影響,流速也相應(yīng)降低.從潟湖口門處的流量比較(圖6)可以看出,漲落潮過程中,工程后的流量大于工程前的流量,潟湖清淤后,湖內(nèi)地形降低,減少了水體出入潟湖的阻流作用,流量增大.

3 清淤疏浚工程對(duì)七里海潟湖水體交換的影響

圖7 水體質(zhì)量隨時(shí)間變化過程曲線

提取模型中單一網(wǎng)格節(jié)點(diǎn)的水體中示蹤劑質(zhì)量隨時(shí)間的變化過程,計(jì)算單一網(wǎng)格點(diǎn)的滯留時(shí)間,并通過克里金插值形成七里海潟湖滯留時(shí)間的空間分布如圖8所示.

七里海潟湖的滯留時(shí)間從潮汐通道向潟湖內(nèi)部逐漸增大,潮汐通道內(nèi)滯留時(shí)間最短,水體交換能力最強(qiáng),工程前七里海潟湖內(nèi)部的滯留時(shí)間分布與潮溝地形的分布相似,潮溝處的滯留時(shí)間明顯高于淺灘處的滯留時(shí)間,這是由于清淤疏浚工程前,潟湖內(nèi)除潮溝以外的區(qū)域水深很淺,最深處僅有0.3m,較淺的水深限制了初始水體的體積和質(zhì)量,易從高地形處流入潮溝與其他區(qū)域水體發(fā)生交換,故滯留時(shí)間較短.潮溝處的水體由于水深大,初始水體的體積和質(zhì)量較大,淺灘處的水體易流入潮溝增大其區(qū)域的示蹤劑質(zhì)量,故滯留時(shí)間較長(zhǎng).

在清淤疏浚工程后,由于原始高程高于-1.5m的區(qū)域均挖深至-1.5m,雖然仍有潮溝的地形構(gòu)造,但潮溝對(duì)水體的對(duì)流擴(kuò)散作用的影響大幅減弱,滯留時(shí)間的分布已不遵循地形特點(diǎn).潮汐通道入潟湖口門處岸線的突出形成丁壩的結(jié)構(gòu)形式,由于丁壩的阻隔,降低了壩后的水體交換能力,壩后水體滯留時(shí)間為20~50h大于周邊水域,水體交換能力較弱.潟湖水體交換最快的區(qū)域位于潟湖北部近潮汐通道和張家港溝區(qū)域,其滯留時(shí)間均小于10h,其分布形式因漲急時(shí)刻(圖9(a))口門處丁壩挑流和岸線的共同作用,使入湖流速加快,流速較大(0.2~0.6m/s)的區(qū)域與潟湖滯留時(shí)間小于10h的分布區(qū)域相同,漲急時(shí)刻在丁壩后方形成的逆時(shí)針環(huán)流現(xiàn)象也是丁壩后滯留時(shí)間較長(zhǎng)的原因之一.落急時(shí)刻流場(chǎng)由于流速分布呈現(xiàn)從潟湖從內(nèi)至外逐漸增大的均勻分布現(xiàn)象,故對(duì)潟湖水體滯留時(shí)間的分布影響較小,所以水體交換能力的分布主要受到潟湖漲急流場(chǎng)的影響.

圖8 七里海潟湖濕地滯留時(shí)間分布

清淤疏浚工程前,水體水深較淺,部分水體在潮位較低的時(shí)候呈現(xiàn)出灘的現(xiàn)象,所以水深較淺(即水體示蹤劑質(zhì)量較少)的區(qū)域滯留時(shí)間較低,水體交換能力速度加快,但不意味著有利于潟湖水質(zhì)的改善,因?yàn)楣こ糖暗图{潮量是生態(tài)環(huán)境的惡化的主要原因.清淤疏浚工程,增大潟湖水深的同時(shí)改變了潟湖的流場(chǎng)結(jié)構(gòu),潟湖水體交換能力改善最為明顯的區(qū)域?yàn)楹拥兰皾暫行乃?其他未獲得改善的區(qū)域主要是因?yàn)楣こ糖皢挝幻娣e水體體積較小.綜合工程后的納潮量的增加,及其在河道及潟湖中心水域水體的重點(diǎn)改善,七里海潟湖濕地一期工程在整體改善水域面積、景觀環(huán)境的同時(shí),將更好地解決河道及潟湖中心水域的水質(zhì)問題.

圖9 清淤疏浚工程后潟湖特征時(shí)刻流場(chǎng) Fig.9 Flow fields at typical moments of Qilihai lagoon wetland after the dredging project

4 結(jié)論

4.1 七里海潟湖水域在一個(gè)潮周期內(nèi)存在兩次漲潮和兩次落潮過程,工程后高潮位保持不變,低潮位有所升高,但變幅較小,因此工程對(duì)潮位的影響較小.

4.2 工程前潟湖內(nèi)的地形較工程后的地形高,對(duì)水體出入潟湖有明顯的阻流作用,清淤疏浚工程后,漲落潮過程中流量增大,漲落潮流速也隨之增加.

4.3 工程前湖盆淤積嚴(yán)重,工程后潟湖納潮量明顯增大,工程后的納潮量為5.91×106m3,較工程前提升了87%,有助于潟湖維持良好的生態(tài)環(huán)境,有效增加水體的交換能力.

4.4 工程后滯留時(shí)間較工程前減少了38%,水體交換能力從潮汐通道向潟湖內(nèi)部逐漸減弱,工程前潟湖滯留時(shí)間分布與潮溝地貌分布相似,潮溝處的滯留時(shí)間高于淺灘處的滯留時(shí)間,工程后隨著水深的增加,滯留時(shí)間的分布受地貌的影響降低,受流場(chǎng)的影響增加,工程對(duì)潟湖水體交換能力的改善主要集中在河道及潟湖中心水域.

[1] Kjerfve B, Magill K E. Geographic and hydrodynamic characteristics of shallow coastal lagoons [J]. Marine Geology, 1989,88(3/4):187- 199.

[2] Lloret J, Marín A, Marín-Guirao L. Is coastal lagoon eutrophication likely to be aggravated by global climate change? [J]. Estuarine Coastal & Shelf Science, 2008,78(2):403-412.

[3] Pitacco V, Mistri M, Munari C. Long-term variability of macrobenthic community in a shallow coastal lagoon (Valli di Comacchio, northern Adriatic): Is community resistant to climate changes? [J]. Marine environmental research, 2018,137:73-87.

[4] Giubilato E, Radomyski A, Critto A, et al. Modelling ecological and human exposure to POPs in Venice lagoon. Part I - Application of MERLIN-Expo tool for integrated exposure assessment [J]. Science of the Total Environment, 2016,565:961-976.

[5] 郁斢蘭,王 諾,劉忠波,等.自凈作用下渤海海域COD環(huán)境容量研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2015,35(5):1579-1585. Yu T L, Wang N, Liu Z B, et al. COD environmental capacity of different zones of the Bohai Sea with the consideration of self- purification [J]. China Environmental Science, 2015,35(5):1579- 1585.

[6] 夏華永,李緒錄,韓 康.大鵬灣環(huán)境容量研究Ⅰ:自凈能力模擬分析[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2011,31(12):2031-2038. Xia H Y, Li X L, Han K. Studies on the environmental capacity of the Dapeng Bay, Part I: numerical study of water self-purification capacity [J]. China Environmental Science, 2011,31(12):2031-2038.

[7] Suffet M. Fate of pollutants in the air and water environments. Part 1. Mechanism of interaction between environments and mathematical modeling and the physical fate of pollutants [J]. Journal of Urban History, 1977,35(4):561-570.

[8] 韓松林.象山港物質(zhì)輸運(yùn)特性的描述方法及相關(guān)問題研究[D]. 大連:大連理工大學(xué), 2015. Han S L. Studies on mass transport description method and relevant issues in Xiangshan Bay [D]. Dalian: Dalian University of Technology, 2015.

[9] Kjerfve B. Comparative oceanography of coastal lagoons [J]. Estuarine Variability, 1986,8:63-81.

[10] Christian F, Arturas R, Saulius G, et al. Hydraulic regime-based zonation scheme of the Curonian Lagoon [J]. Hydrobiologia, 2008, 611(1):133-146.

[11] 李小寶.大型海灣水交換高效計(jì)算方法研究[D]. 天津:天津大學(xué), 2011. Li X B. Study on efficient calculation method for water exchange in large bay [D]. Tianjin: Tianjin University, 2011.

[12] 李 斐.基于FVM的渤海潮流及潮余流特征分析[J]. 中國(guó)水運(yùn), 2011,11(11):154-155. Li F. Analysis of tidal current and tidal residual current characteristics in Bohai based on FVM [J]. China Water Transport, 2011,11(11):154- 155.

[13] Cucco A, Umgiesser G, Ferrarin C, et al. Eulerian and lagrangian transport time scales of a tidal active coastal basin [J]. Ecological Modelling, 2009,220(7):913-922.

[14] Viero D P, Defina A. Water age, exposure time, and local flushing time in semi-enclosed, tidal basins with negligible freshwater inflow [J]. Journal of Marine Systems, 2016,156:16-29.

[15] Christian F, Arturas R, Saulius G, et al. Hydraulic regime-based zonation scheme of the Curonian Lagoon [J]. Hydrobiologia, 2008, 611(1):133-146.

[16] 宋朋遠(yuǎn),拾 兵,阮雪景.海陽閻家河人工瀉湖水體交換數(shù)值研究[J]. 海洋湖沼通報(bào), 2013,1:167-173. Song P Y, Shi B, Ruan X J. A numerical simulation study of artificial lagoon water exchange in Yanjihe, Haiyang [J]. Transactions of Oceanology and Limnology, 2013,1:167-173.

[17] Umgiesser G, Zemlys P, Erturk A, et al. Seasonal renewal time variability in the Curonian Lagoon caused by atmospheric and hydrographical forcing [J]. Ocean Science Discussions, 2016,12(4): 2043-2072.

[18] 陳媛媛,高學(xué)平,張 晨,等.景觀型瀉湖水體交換特性研究[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2014,14(1):153-156. Chen Y Y, Gao X P, Zhang C, et al. On the water-body renewal of a landscape lagoon [J]. Journal of Safety & Environment, 2014,14(1): 153-156.

[19] 劉亞柳,金照光.昌黎黃金海岸自然保護(hù)區(qū)七里海潟湖濕地生態(tài)系統(tǒng)退化分析與修復(fù)對(duì)策[J]. 吉林地質(zhì), 2010,29(2):127-129. Liu Y L, Jin Z G. Ecosystem degradation analysis and restoration measures of Qilihai lagoon wetland, Changli Gold Coast nature reserve [J]. Jilin Geology, 2010,29(2):127-129.

[20] 袁振杰.河北七里海潟湖濕地動(dòng)態(tài)演變與環(huán)境整治研究[D]. 石家莊:河北師范大學(xué), 2008. Yuan Z J. Study on Dynamic Evolution and Environmental Improvement of Wetland in Qilihai Lagoon, Hebei Province [D]. Shijiazhuang: Hebei Normal University, 2008.

[21] 楊會(huì)利,袁振杰,高偉明.七里海瀉湖濕地演變過程及其生態(tài)環(huán)境效應(yīng)分析[J]. 濕地科學(xué), 2009,7(2):118-124. Yang H L, Yuan Z J, Gao W M. The evolution process and analysis on eco-environmental effect of the Qilihai lagoon wetland [J]. Wetland Science, 2009,7(2):118-124.

[22] 匡翠萍,劉鵬晨,姚凱華,等.渤海新區(qū)近岸海洋水動(dòng)力環(huán)境數(shù)值模擬研究報(bào)告[R]. 上海:同濟(jì)大學(xué), 2012. Kuang C P, Liu P C, Yao K H, et al. Study report of numerical simulation on the hydrodynamic and environment of the nearshore ocean in Bohai New District [R]. Shanghai: Tongji University, 2012.

[23] 顧 杰,胡成飛,李正堯,等.秦皇島河流-海岸水動(dòng)力和水質(zhì)耦合模擬分析[J]. 海洋科學(xué), 2017,41(2):1-11. Gu J, Hu C F, Li Z Y, et al. Coupling simulation and analysis of hydrodynamics and water quality in Qinhuangdao rivers and coastal waters [J]. Marine Sciences, 2017,41(2):1-11.

[24] Cort J W. On the validation of models [J]. Physical Geography, 1981,2(55):184-194.

[25] 匡翠萍,李行偉,劉曙光.大規(guī)模圍墾對(duì)香港維多利亞港水動(dòng)力環(huán)流的影響[J]. 同濟(jì)大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2009,37(2):176-181. Kuang C P, Li X W, Liu S G. Effect of large scale reclamation on hydrodynamic circulation in Victoria Harbour of Hong Kong [J]. Journal of Tongji University (Natural Science), 2009,37(2):176-181.

[26] Abdelrhman M A. Simplified modeling of flushing and residence times in 42embayments in New England, USA, with special attention to Greenwich Bay, Rhode Island [J]. Estuarine Coastal & Shelf Science, 2005,62(1/2):339-351.

[27] 王寶燦.海岸動(dòng)力地貌[M]. 上海:華東師范大學(xué)出版社, 1989. Wang B C. Coastal dynamic geomorphology [M]. Shanghai: East China Normal University Press, 1989.

[28] 熊學(xué)軍,胡筱敏,王冠琳,等.半封閉海灣納潮量的一種直接觀測(cè)方法[J]. 海洋技術(shù)學(xué)報(bào), 2007,26(4):17-19. Xiong X J, Hu X M, Wang G L, et al. A kind of direct observation method of storage capacity for tidal water of semiclosed bays [J]. Ocean Technology, 2007,26(4):17-19.

Impact of dredging project on water exchange of Qilihai Lagoon wetland.

KUANG Cui-ping1, DONG Zhi-chao1*, GU Jie2, ZHAN Hua-ming3, ZHAO Wei3

(1.College of Civil Engineering, Tongji University, Shanghai 200092, China；2.College of Marine Ecology and Environment, Shanghai Ocean University, Shanghai 201306, China；3.Tianjin Exploration Center of Marine Geology, Tianjin 300170, China)., 2019,39(1)：343~350

Caused by human activities, lagoon deposition, water area reduction and water quality deterioration of Qilihai Lagoon Wetland (QLW) become serious. Through the ecological restoration project of QLW (phase I), lagoon ecological environment will be improved by dredging project. Based on triple nested unstructured grids, the hydrodynamic and transport models of QLW were validated through observation data of tidal level, velocity magnitude and direction. Combined with the average residence time and the distribution of residence time in the whole basin calculated by Eulerian method and numerical simulation, the impact of dredging project on hydrodynamic and water exchange of QLW were analyzed. The results revealed that (1) the project had slight influence on tidal level, discharge and current speed during flood tide and ebb tide at the mouth of tidal inlet both increase after the dredging project; (2) the tidal prism of lagoon was increased by 87% after the dredging project, residence time was reduced by 38%, water exchange capacity was gradually weakened from tidal inlet to inner of lagoon and the main areas of water exchange improvement by the dredging project were water channel and center of lagoon; (3) the distribution of residence time before the project was mainly influenced by lagoon geomorphology, however, due to the water depth increases after the project, the flow field was less affected by geomorphology, and the distribution of water exchange capacity was mainly affected by the lagoon flow field. Improvement of water exchange capacity and ecological environment of QLW could be achieved efficiently by dredging project.

lagoon wetland；dredging project；water exchange；residence time

X55

A

1000-6923(2019)01-0343-08

匡翠萍(1966-),女,江蘇揚(yáng)州人,教授,博士,從事海岸工程和河口海岸水環(huán)境研究.發(fā)表論文220余篇.

2018-06-05

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41776098);中央海島和海域保護(hù)資金資助項(xiàng)目(國(guó)海辦字[2016]612號(hào))

* 責(zé)任作者, 博士生, dongzhichao@#edu.cn