城市人工淺水湖泊群水系連通方案研究

楊 志，馮 民 權

(1.天津社會科學院 資源環(huán)境與生態(tài)研究所，天津 300191； 2.西安理工大學 省部共建西北旱區(qū)生態(tài)水利國家重點實驗室，陜西 西安 710048)

城市大規(guī)模小型人工湖泊濕地群的建設，作為區(qū)域用水的新型載體，在生態(tài)效益、景觀效益、人文效益和社會效益等方面發(fā)揮重要作用，河湖水系連通作為一個新形勢下的治水方略已經(jīng)受到高度重視，逐漸成為被國內外學者關注的熱點問題。相關研究聚焦于水系連通的概念、指標、度量和應用，并廣泛借鑒了景觀生態(tài)學[1]、水文學[2]、地形學和經(jīng)濟學等學科領域的研究方法[3]。河湖水系連通的基本概念、分類體系[4]、理論范疇、演化制約[5]，以及面臨的問題和挑戰(zhàn)等已被學者們大量探討。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力特性和污染物遷移擴散規(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力條件的改善出發(fā)，探尋其影響因素[6]，確定調水時機和調度方案[7]，量化水系連通效果[8-9]，評估水系連通性能[10]，預判連通工程風險[11]，或基于水系連通理論研究流域水資源合理配置[12]與動態(tài)管理[13]。而一維河網(wǎng)與二維湖泊的耦合仿真是上述問題的研究基礎，國內外學者從徑流形成的水文過程著手，開展河湖水系的水動力條件模擬研究[14-15]。在此基礎上，考慮水系連通對河湖之間污染物質的遷移擴散作用，蘇苑君等[16]評估了大東湖水系建成前后外沙湖和水果湖水質的變化情況，楊衛(wèi)等[17]從水動力學、水質、社會經(jīng)濟學等方面建立了水系聯(lián)通方案的綜合評價體系。

上述研究在水系連通性和水量水質調控領域取得了長足的進展，然而仍存在以下兩方面問題值得深入。一是水質研究受不同水域污染物質成分和水生態(tài)轉化過程的共同作用，因地制宜建立相適應的生態(tài)動力學模型尤為重要。二是在遷移、擴散、轉化體系下，將水生境結構相對簡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控制措施，仍有待進一步探討。基于此，本文以淮河流域沙潁河水系污染最為嚴重的清潩河流域為例，構建流域水生態(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及多種污染物質濃度場的分布特征及變化規(guī)律；并根據(jù)污染物質分布及削減量，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)來源

清潩河位于河南省境內，屬淮河流域沙潁河水系，全長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，其中，北海為該段規(guī)模最大、邊界最復雜的人工湖泊。以北海為例開展城市人工湖的流場及水質濃度場的變化規(guī)律分析，再以北海研究結果為依據(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控措施，盤活清潩河流域水系，提升流域水環(huán)境質量。湖泊位置分布見圖1，基本情況見表1。

表1 清潩河流域湖泊基本參數(shù)

水系圖通過來源于地理空間數(shù)據(jù)中心的DEM數(shù)據(jù)自動提取，并根據(jù)河南省地圖院提供的水系圖進行校正，河網(wǎng)斷面和湖泊地形數(shù)據(jù)通過委托監(jiān)測獲得。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)測資料。水文和水質數(shù)據(jù)來源于水文年鑒、重點污染源在線監(jiān)測、環(huán)境統(tǒng)計年鑒和排污口調研。

2 研究方法

2.1 流域水動力-水質-水生態(tài)模型

流域水動力-水質-水生態(tài)模型將一維河道、河網(wǎng)汊點和二維湖泊嵌套，以表達強人工干擾流域的河湖連通關系；并將簡單的水質方程和二次開發(fā)的復雜生態(tài)動力學模型相耦合，模擬污染物質的輸移、擴散、降解和轉化。

一維河網(wǎng)水動力水質模型采用一維非恒定流Saint-Venant方程組和水質方程構建，河網(wǎng)汊點單元水流運動遵循質量守恒原理和能量守恒原理[18]，采用Abbott-Ionescu六點隱式有限差分格式求解方程組，進一步采用追趕法求解離散后的線形方程組。汊點單元通過一條無斷面的短河流將支流與干流連接，僅有3個計算點，水位點-流量點-水位點，并采用相同的河底高程連接水位點-水位點，以保證模型計算的穩(wěn)定性?？刂品匠倘缦?

(1)

(2)

式中，A為過水斷面面積，m2；t為時間,s；Q為過流流量，m3/s；x為空間坐標,m；q為旁側入流流量，m3/s；α為動量校正系數(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為擴散系數(shù)；K為降解系數(shù)，1/s；C2是源、匯項濃度，mg/L。

二維湖泊水動力模型基于三角形非結構網(wǎng)格，由水流連續(xù)性方程、水流運動方程和水質方程構建，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”銜接關系進行標準連接耦合[19]，鑒于清潩河流域河網(wǎng)復雜、相鄰斷面高程差、河道型湖泊體量小、河湖連接方式簡單等原因，本次研究簡化耦合過程，將湖泊源、匯概化為出流與入流邊界嵌套于一維河網(wǎng)模型參與計算。

水流連續(xù)方程：

(3)

水流運動方程：

(4)

水質方程:

(5)

水生態(tài)模型包括7個狀態(tài)變量、30個常數(shù)、6個作用力、13個輔助變量等。7個狀態(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個作用力包括風場、溫度、鹽度、水深、當前流速和分層數(shù)，除溫度和鹽度要從外界進行輸入之外，其他均從水動力模型中獲取。

(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代表大氣復氧；phtsyn指光合作用過程中的實際產氧量，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為復氧系數(shù)；F(N,P)為光和作用營養(yǎng)鹽限制函數(shù)；K2為大氣復氧速率，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為中午最大產氧量，g/(m2·d)；F1(H)為光衰減函數(shù)；τ為中午的實際時間；α為實際相對日長；tup,tdown分別為日出和日落時間；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為動物和細菌等異養(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℃時有機物的降解系數(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為無機氮總和，mg N/L；KSN為限制植物和藻類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釋放氨氮的過程；plantn為植物吸收氨氮的過程；bactn為細菌分解氨氮的過程；nitrif為氨氮轉化為亞硝酸鹽的過程；hetersn為異養(yǎng)呼吸釋放氨氮的過程；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為被細菌吸收的氨氮，mg N/mg BOD；HS-NH3為細菌吸收氨氮半飽和濃度,mg N/L；K4為20℃時的硝化率，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為亞硝酸鹽轉化為硝酸鹽的過程；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NO2轉化為NO3效率，1/d；θ5為NO2轉化為NO3的溫度系數(shù)。

(5)硝酸鹽氮。

(23)

(24)

式中，deni為反硝化過程；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程；plantp為植物吸收磷的過程；bactp為細菌吸收磷的過程；hetersp為異養(yǎng)呼吸釋放磷的過程；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為細菌吸收的磷，g P/m3·d-1；HS-PO4為細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

采用非結構網(wǎng)格，將北海模擬區(qū)域剖分為3 634個網(wǎng)格(見圖2)，并通過調整邊界節(jié)點，控制湖泊邊界處和湖心島處的網(wǎng)格密度和大小，根據(jù)實測湖泊高程點資料，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；又因流域內湖泊建成通水時間較短，研究過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)基礎更為充實的河網(wǎng)進行水生態(tài)模型參數(shù)敏感性分析和水動力水質水生態(tài)模型驗證。水動力水質水生態(tài)模型中，由于水質模型在研究過程中，對COD表現(xiàn)出較好的表達效果，因此COD僅考慮溶質輸移和簡單降解作用，其他指標采用水生態(tài)模型表達。

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源污染物質濃度[20]；污水處理廠采用逐日實測出水流量和濃度過程；工業(yè)點源采用逐日實測出水流量過程和水質濃度過程，以及環(huán)境統(tǒng)計報表數(shù)據(jù)計算年平均值計入模型；上述數(shù)據(jù)中缺失的水質組份數(shù)據(jù)采用許昌市流域斷面監(jiān)測逐月數(shù)據(jù)計入模型。河網(wǎng)出流邊界：采用斷面水位流量關系，并采用國控、省控斷面的實測水質數(shù)據(jù)進行校正。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，水質邊界采用河道供水斷面的水質計算結果。湖泊出流邊界：水量邊界采用恒定水位控制，水質邊界采用零梯度邊界。閘壩節(jié)點根據(jù)閘門過水形式，主要包括閘下過水和閘上過水兩種，分為泄流閘和越流閘兩類，分別控制其閘門開啟度和壩頂高程。

2.3 參數(shù)率定與模型驗證

根據(jù)清潩河流域2014年(率定期)和2015年(驗證期)的實測流量和COD濃度率定和驗證水動力水質模型的參數(shù)值。清潩河流域糙率和污染物質的擴散和降解系數(shù)見表2。由于清潩河流域無實測糙率資料，其取值通過數(shù)值實驗率定求取，率定值較類似河流偏大，主要是由于實際情況掌握有限，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與平衡。清潩河流域平均流速0.15 m/s，擴散系數(shù)隨流速動態(tài)變化的關系式為D=aVb，率定可知當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年的模擬結果平均值，對水生態(tài)模型的30個參數(shù)進行敏感性分析，每次僅改變一個參數(shù)，變化范圍為基準值上下調整50%，進一步對高敏感度的參數(shù)進行率定，結果見表3。

表2 清潩河流域水動力-水質模型參數(shù)率定結果

高村橋斷面率定期和驗證期的流量模擬誤差分別為9.40%和8.07%，相關系數(shù)分別為0.92和0.78，見圖4；COD濃度各斷面誤差平均值為16.05%，見表4。其他指標個別月份實測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，平均相對誤差為11.71%，一致呈現(xiàn)下降趨勢，在3月份的誤差最大；溶解氧在2月、4月和5月份的實測值分別低于年平均水平49.78%,46.19%和58.74%，除去這3個月份之外，整體相對誤差為15.01%；總氮在6月份的實測值低于年平均水平71.58%，除6月份外平均相對誤差為21.59%；總磷在整體上吻合較好，平均相對誤差為8.54%，4月份誤差較大；氨氮年總負荷誤差為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果

圖4 高村橋流量模型驗證結果

表4 COD降解系數(shù)誤差分析

3 結果與分析

對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，較為經(jīng)濟節(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，本研究一方面針對清潩河流域現(xiàn)有湖泊換水方案進行優(yōu)化，另一方面從恒定流量和波動流量兩種類型探索湖泊與河網(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人工湖水質的影響。本節(jié)針對化學需氧量、氨氮、總磷和總氮4項指標分析其調控效果。

表5 2種工況下出水水質年均值和污染物質削減水平對比

圖6 2種工況下的COD、氨氮和TP年均分布

換水3次和5次時的北海流速平均值分別為3.2 mm/s和3.4 mm/s，湖內分布如圖5所示，可見，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污染物質濃度分布情況如圖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。換水頻率的增加導致湖泊水動力狀況略有改善，但并不一定可以改善水體水質狀況。從湖泊出水平均濃度看來，換水3次的出水水質優(yōu)于換水5次，說明換水3次過程中進入河網(wǎng)的水體水質較好(見表5)。從換水對污染物質總量削減情況看來，換水3次削減量大于換水5次(見表5)。綜上所述，換水3次更有利于污染負荷和水系水質控制。

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)計結果，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，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)計結果

圖7為進湖流量分別為0.1，0.3 ,0.5 m3/s時的北海局部流場分布。在北海中選取兩個局部區(qū)域進行重點分析，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)流結構隨入湖流量增加，逐漸從一個中心環(huán)流加西北部環(huán)流跡象(a1)發(fā)展為南北兩個環(huán)流(a3)，說明入湖流量可改變環(huán)流中心位置與環(huán)流結構。B區(qū)隨入湖流量增加，破壞了前段的局部環(huán)流結構，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，說明入湖流量可明顯改變河道型湖泊的流場分布。根據(jù)湖泊上6個觀測點的瞬時流速值，t1在環(huán)流中心，流速呈增加趨勢；t2和t3處由于局部環(huán)流結構的改變，流速隨機性變化；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)流強度隨主流增加而降低。

圖7 進湖流量分別為0.1，0.3 ,0.5 m3/s時的北海局部流場分布

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)流結構，可明顯改變河道型湖泊的流場分布。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)流強度隨之降低。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。

根據(jù)湖泊內COD,DO,TP和氨氮的年平均濃度(見圖8)，可見進出湖流量從0.1 m3/s 增至0.2 m3/s，湖內污染物質濃度變幅較大，整體上變幅隨進出湖流量增加而逐漸減小。5種工況下整個區(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，進出湖流量為0.1 m3/s時湖內DO水平最高，湖泊DO水平與入湖水體DO水平相關。整體上COD和氨氮污染負荷隨進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。說明恒定小流量循環(huán)受進湖水體污染物質水平影響較大，換水方式下由于換水期流量遠遠大于點源污染排水流量，且周期較短，入湖污染物質負荷較低，對湖水水質影響較小。恒定小流量循環(huán)使得調水水體與工業(yè)點源水體充分混合進入湖泊，導致湖泊水體受到一定影響。整體上TP污染負荷隨進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種工況下湖泊內的污染物質濃度年均值

表7為5種工況下出湖水體水質平均水平，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和氨氮污染物質總量的削減情況，可見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種工況下污染物質削減水平對比

綜合上述分析，湖泊水動力水平隨進出湖流量增加而增強；湖內及出湖水體的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變化趨勢不明確；5種工況對COD和氨氮污染物質總量的削減水平對比中，循環(huán)流量為0.2 m3/s工況最佳；結合進出湖水量的來源和經(jīng)濟等因素，可考慮采用0.2 m3/s的流量進出湖泊，將之與流域水系連通循環(huán)。

3.3 波動循環(huán)流量方案

根據(jù)3.2計算結果，采用0.2 m3/s的流量進出北海，將之與流域水系連通循環(huán)較為合理。本節(jié)設計相同水量消耗下，采用波動流量進出湖泊的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)計模擬期內，湖泊內水動力和水質的平均水平，并將之與進出水為恒定流量0.2 m3/s工況下的統(tǒng)計結果進行對比，結果見表8，可見波動進水工況下該湖泊水動力和水質條件有所改善，但效果并不顯著。整體看來，工況3對湖泊水動力和水質改善效果最佳。

表8 湖內污染物濃度年均值對比

根據(jù)出湖水體COD和氨氮濃度變化過程(見圖10)可知，波動進水使湖內污染物質濃度呈現(xiàn)周期性變化規(guī)律，且一個周期內的最大值和最小值的差值隨周期長度增加而增加，說明波動進水在一定程度上破壞了污染物質在湖內的降解過程。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)計結果(見表9)，3種工況均沒有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，恒定進湖流量和波動進湖流量對湖內及出水的水動力和水質條件改善效果相差不大，但對污染物的削減效果，恒定進水效果更佳，隔周進水的工況次之?？紤]到進水流量的調節(jié)所消耗的人員和經(jīng)濟成本，恒定流量進出湖的循環(huán)模式更具優(yōu)勢。

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)+換水的湖泊群調控措施，即按照0.2 m3/s的恒定小流量持續(xù)循環(huán)進出湖泊，并于每年的3，7月和11月?lián)Q水3次的水系連通方式。該工況下的水動力和水質平均水平的分布情況如圖11所示，湖內流速年平均值為3.62 mm/s，比0.2 m3/s進湖工況和3次換水工況分別增加了10.78%和14.97%。湖內和出水各項水質指標年均值如表10所示，表明湖內的COD和氨氮平均濃度分別比0.2 m3/s進湖工況增加了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進湖工況降低了20.81%。

圖11 北海調控后各水質指標年均分布

表10 湖內和出水各項水質指標年均值

綜合上述分析，循環(huán)+換水模式對湖內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進湖工況相差不大，但就污染物質負荷的削減量來看，循環(huán)+換水模式效果顯著。根據(jù)該結果，結合清潩河上8個人工湖泊的蓄水量差別，分別擬定各湖泊的進水方式如表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)濟因素，因此上述方案在理論上相對保守。在實際河湖水系連通過程中，可根據(jù)不同河段的供退水能力差異加以調整，更大限度的保障水生態(tài)需求。

表11 清潩河流域湖泊進水方式優(yōu)化

5 結 論

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

(1)在參數(shù)敏感性分析的基礎上，率定了水生態(tài)模型中9個重要參數(shù)值并根據(jù)實測資料驗證了模型的準確性。

(2)換水頻率的增加導致湖泊水動力狀況略有改善，但并不一定可以改善水體水質狀況，北海換水3次更有利于污染負荷和水系水質控制。湖泊水動力水平隨進出湖流量增加而增強，湖內及出湖水體的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變化趨勢不明確，河湖水系連通循環(huán)流量為0.2 m3/s時，對北海COD和氨氮污染物質總量的削減水平最佳。相同水量消耗下，恒定進湖流量和波動進湖流量對湖內及出水的水動力和水質條件改善效果相差不大，但對污染物的削減效果，恒定進水效果更佳，隔周進水的工況次之，考慮到調節(jié)方式所消耗的人員和經(jīng)濟成本，恒定流量進出湖的循環(huán)模式更具優(yōu)勢。

(3)確定了循環(huán)+換水的湖泊群調控模式，該模式對湖內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進湖工況相差不大，但就污染物質負荷的削減效果顯著。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。