大鏟灣突堤開槽的水環境響應

唐榆森，涂新軍,2,3，王 燕，梁巧茵，周文浩，賴榮標

(1.中山大學土木工程學院，廣東 廣州 510275； 2.廣東省華南地區水安全調控工程技術研究中心，廣東 廣州 510275；3.南方海洋科學與工程廣東省實驗室，廣東 珠海 519000； 4.深圳市水務規劃設計院股份有限公司，廣東 深圳 518036； 5.長江水利委員會水文局長江三峽水文水資源勘測局，湖北 宜昌 443000)

海灣作為優良的開發環境，在人類社會的建設發展進程中占據著重要的地位[1]。但是隨著人類對海灣原始環境的改造，勢必會對海灣的水環境產生重大影響[2-6]。針對受工程圍截后海灣的水環境治理，學者開展了相關研究。崔崢等[7]利用數學模型研究了馬鑾灣海堤和高集海堤的不同開口方案對廈門西海域水體交換能力和水質改善的影響；徐婉明等[8]采用數值模擬方法分析了南澳羊嶼村圍填海工程部分拆除、口門斷面擴大對環抱式港池潮流場、納潮量和水體交換能力的綜合影響；林毅輝等[9]基于潮位及海流觀測數據分析發現，高集海堤開口后廈門灣東西海域水動力顯著增強，潮流特征明顯變化，有利于改善海灣水環境。

深圳市大鏟灣是粵港澳大灣區伶仃洋東岸的重要組成部分。隨著區域開發的不斷深入，灘涂圍填、碼頭建設、港池開挖等各種人類活動日益增強，對大鏟灣的水環境演變趨勢產生重要影響。圍繞大鏟灣的水環境治理，董志慧等[10]通過建立大鏟灣局部物理模型對入灣河流的污水排放進行試驗研究，提出了水動力導控治理灣內水質的思路；莫思平等[11]基于水質物理模型探究了大鏟灣灣區內無污染源情況下抽水、有污染源情況下注水等工程方案對灣區水體交換能力的改善效果；何夢云等[12]則通過現場資料分析與水質物理模型對大鏟灣海水廊道水動力條件和水體污染物濃度變化進行研究；劉巖等[13]建立了大鏟灣環境流體動力學模型，以灣區水齡為評價指標，分析得出填海工程對西鄉河河口附近海域影響最大。目前，針對大鏟灣突堤碼頭采取開槽措施，灣區水環境如何響應尚未有進一步的討論。為此，本文以大鏟灣水環境為研究對象，采用平面二維水動力模型對突堤碼頭不同寬度開槽工況下，灣區潮流場、水體換水周期以及污染帶分布變化進行計算分析，以期為采用突堤開槽工程措施改善大鏟灣水環境狀況提供科學依據，并為同類型海灣水環境問題提供參考。

1 研究區概況

大鏟灣位于粵港澳大灣區深圳市的西部，為伶仃洋東部的次一級淺海灣。海域面積5.89 km2，灣口水深約3～5 m，灣內平均水深約為2 m。灣區陸域入灣河流有西鄉河、新圳河、雙界河、桂廟渠和鏟灣渠，如圖1所示。

21世紀初，為滿足當地水路交通的戰略需求，大鏟灣興建集裝箱突堤碼頭。碼頭的建設使得灣區與整個伶仃洋海域水體交換的通道被束窄，排水通道由原來的4.5 km束窄至約1 km，直接導致灣內水域變成相對封閉的港池，水動力嚴重不足。另一方面，大鏟灣入灣河流的陸源污染匯入，使得污染物聚集在灣區難以消散，水體污染問題頻發。根據當地水污染治理要求，大鏟灣灣內水質將嚴格執行第三類海水水質標準。

2 研究方法

2.1 海灣水動力及水質數值模擬

海灣水動力模擬基于二維不可壓縮Reynolds值均勻分布的Navier-Stokes方程組，服從Boussinesq假設和靜水壓力假定：

圖1 海灣位置、測站分布及模型網格Fig.1 Locations of bay, gauging stations, and interpolated grids

(1)

(2)

(3)

其中

二維水動力模型的物質輸運基本方程為

(4)

式中：u、v分別為x、y方向上的水流流速；C為基于水深平均的物質濃度；Dh為物質的水平擴散系數。

2.2 模型建立與驗證

海灣水動力及水質模擬區域包括伶仃洋海域和大鏟灣灣區，上邊界為珠江三角洲東四口門(虎門水道、洪奇瀝、蕉門水道及橫門水道的入海口)，下邊界為內伶仃島附近海域。采用非結構化三角網格，東四口門河道網格分辨率為300～500 m、大鏟灣及其入灣河流為30～50 m、外海開邊界附近為2 km。模型中東四口門以及伶仃洋海域的地形數據來源于國家海事局2017年版海圖，地形高程基面為珠江基面。模型網格及地形插值結果見圖1。

伶仃洋上邊界輸入采用東四口門測站的實測潮位，下邊界由外海內伶仃站潮位外推得到[14]。大鏟灣陸域5條入灣河流流量采用當地防洪潮規劃設計值。海底糙率作為重要參數分區給定，模型的糙率取值范圍為0.014～0.031，渦黏系數取0.28。

表1 水動力模型率定驗證期評價系數Table 1 Assessment coefficients of hydrodynamic model in calibration and verification periods

以2011年5月4日10:00至5月5日14:00作為模型率定驗證期，率定和驗證采用相同時段不同站點實測數據[15]。率定和驗證測站分布如圖1，其中仙屋角(H1)和萬頃沙(H2)為潮位率定站，舢板洲(H3)、正強碼頭(H4)、大鏟港(H5)和赤灣(H6)為潮位驗證站，S1～S3和S4～S9分別為臨時潮流流速流向的率定站和驗證站。模型驗證采用Willmott提出的模型精度評價系數[16]：

(5)

通常認為評價系數δ大于0.85時模型可信度極高，處于0.65～0.85時模型可信度很高，處于0.50～0.65時模型可信度高，低于0.50時模型可信度一般[17-18]。如表1所示，潮位率定和驗證期的δ均在0.95及以上，流速率定和驗證期的δ為0.74～0.94，流向率定和驗證期的δ為0.62～0.90。總體上看，建立的水動力模型模擬可信度很高，能夠較好地模擬伶仃洋海域及大鏟灣的潮流運動規律。

2.3 工況設置及水文水環境邊界條件

基于海灣及碼頭突堤特點，大鏟灣海域分為灣尖、灣中和灣口3個區域，如圖2所示。當地規劃擬在突堤碼頭根部開槽，以改善大鏟灣的水環境狀況。本次研究擬設置開槽深度為2.5 m、開槽寬度W分別為0 m、10 m、20 m、30 m、40 m、50 m、60 m、80 m、100 m、150 m、200 m和300 m，共12種工況，分析開槽寬度對大鏟灣潮流場、水體換水周期及污染物濃度分布的影響。

圖2 大鏟灣區域劃分及開槽位置Fig.2 Division of Dachan Bay and slot location

模擬時段選取2011年5月1日至5月16日，符合一個大小潮周期，其平均高潮位和小潮差對于大鏟灣水體交換屬不利的弱潮動力現象，比較具有代表性。陸域入灣河流選用平水期(水文頻率P=50%)水文條件，即西鄉河、新圳河、雙界河、桂廟渠和鏟灣渠河口入海的設計流量分別為1.54 m3/s、1.35 m3/s、0.54 m3/s、1.39 m3/s和0.73 m3/s。主要污染物選取化學需氧量CODMn[19-21]，入灣河流的CODMn排放質量濃度按地表水Ⅴ類設定，即15 mg/L。根據前人的研究成果[22]和大鏟灣水質月監測數據，伶仃洋和大鏟灣的CODMn初始質量濃度分別為1.85 mg/L和2.66 mg/L。水質模擬時，海域污染物水平擴散系數為1 m2/s[23]，CODMn衰減系數取0.07 d-1[24]。大鏟灣水體的換水周期采用基于濃度變化的指數衰減函數來表征[25-26]，即灣內示蹤劑濃度降至初始濃度的1/e時所需要的時間。

表2 大鏟灣潮流流速隨開槽寬度的變化Table 2 Changes of tidal velocity with slotting width in Dachan Bay

3 結果與討論

3.1 潮流場變化

大鏟灣突堤碼頭開槽前后灣區潮流場的流向分布如圖3所示，圖中開槽寬度為150 m。整體上，開槽前后灣區內外潮流場的流向分布變化不大。漲潮時段，大鏟灣外部區域水體的整體流向為東南至西北，灣口至灣尖流向由西南至東北轉為東南至西北；落潮時段，灣區外部潮流流向為西北至東南，灣尖至灣口的潮流流向由西北至東南轉為東北至西南。大鏟灣碼頭根部未開槽時，灣尖水體在漲潮過程中主要受潮汐推力的作用涌向西鄉河河口方向；開槽之后，灣尖的潮汐通道增加，一部分繼續涌入西鄉河口，另一部分經由槽通道匯入大鏟灣外部海域；落潮過程中，灣尖西側海域水體則由槽通道進入大鏟灣內部，加速灣尖水體向灣口方向的流動。

不同開槽工況下的大潮漲落潮時段平均流速統計結果見表2。大鏟灣內部水體的漲落潮流速隨開槽寬度增加而增加。開槽寬度增至300 m時，灣尖、灣中和灣口的漲潮時段平均流速增幅分別為124.9%、13.8%和7.0%，落潮時段平均流速增幅分別為251.1%、22.5%和8.8%。碼頭根部開槽后，灣尖和灣中落潮時段的潮動力提升顯著強于漲潮時段。

3.2 換水周期變化

不同開槽工況下大鏟灣換水周期空間分布如圖4所示，各分區統計結果見圖5。在未開槽情況下，大鏟灣換水周期的空間異質性較強，各入灣河流的河口和大鏟灣灣口處的換水周期較短，換水周期從灣口至灣尖逆時針方向呈梯度增加。灣尖的換水周期較長，其變化范圍為4.56～5.73 d，平均換水周期4.90 d；其次為灣中，換水周期變化范圍為0.58～4.56 d，平均換水周期2.09 d；灣口的換水周期較短，變化范圍為0.25～1.64 d，平均換水周期0.92 d。主要原因是河口處的水體在上游徑流的作用下，向灣內流動的速度得到基本保證，促使該區域的換水能力相對較強；灣口水體受潮流運動作用，與外海的交換能力較強；隨著離灣口距離的增加，灣中的交換能力逐漸減弱；對于灣尖水體，一方面受西鄉河的徑流作用向灣口流動，另一方面在漲潮階段同時受到潮流的頂托形成往復流動，致使該區域的水體交換能力較差。

圖4 大鏟灣換水周期隨開槽寬度的變化Fig.4 Changes of water e-folding time with slotting width in Dachan Bay

圖5 大鏟灣各分區平均換水周期隨開槽寬度的變化Fig.5 Changes of average water e-folding time with slotting width in each sub-region of Dachan Bay

若在碼頭根部開槽，大鏟灣換水周期的空間異質性隨開槽寬度的增加被進一步削弱，尤其是灣尖區域的換水周期明顯縮短。開槽寬度增加至100 m和300 m 時，灣尖的平均換水周期分別縮短至3.02 d和 2.34 d，與未開槽時相比減少了39.4%和52.2%。

3.3 污染帶變化

不同開槽工況下大鏟灣各區域CODMn質量濃度和CODMn平均質量濃度變化如圖6和圖7所示。未開槽時，受到入灣河流輸運的陸源污染影響，CODMn污染帶(ρ(CODMn)>4 mg/L)主要分布在灣尖和灣中河口沿岸地區。由于灣尖距離灣口的潮汐通道較遠并且呈垂向交叉關系，致使該區域成為潮動力最小的盲腸段，CODMn平均質量濃度為9.45 mg/L，超標情況較為突出。灣中的超標水體受潮汐運動路徑的影響，沿大鏟灣岸線呈條帶狀分布，其中，距離灣口位置最遠的新圳河河口附近超標水體呈現大面積聚集。開槽后，灣尖碼頭側水體在潮流運動和西鄉河徑流的共同作用下，其CODMn質量濃度值明顯低于灣尖內陸側，污染帶被壓縮在河口及內陸側沿岸地區。主要原因是槽通道垂直于灣尖內陸側，落潮時外海水體由槽通道進入灣尖，推動污染帶向內陸側壓縮。另外，開槽對灣中河口沿岸地區的污染帶分布影響較小。

大鏟灣分區污染帶面積占比變化見圖8。未開槽時，灣尖、灣中污染帶占比分別為100%、28.4%。開槽后，隨著開槽寬度增加，灣尖污染帶面積占比表現為先快速下降后趨近平緩的特點，灣中污染帶面積占比的變化范圍則相對較小。灣尖的污染帶面積占比在開槽寬度60 m時下降到22.0%，開槽100 m時下降到13.1%，之后隨著開槽寬度增加，污染帶范圍變化較小。灣中區域的污染帶面積占比，在開槽寬度10 m時即下降到16.5%，之后輕微減少。上述結果表明，碼頭根部開槽能夠有效減少灣尖和灣中的污染范圍。結合污染帶總體削減趨勢可知，若開槽寬度過小則難以實現污染狀況的改善，當開槽寬度增加到一定數值時，污染狀況進一步改善的效果甚微，因此，較為合理的開槽寬度為60～100 m。

圖6 大鏟灣CODMn質量濃度隨開槽寬度的變化Fig.6 Changes of CODMn mass concentration with slotting width in Dachan Bay

圖7 大鏟灣各分區平均CODMn質量濃度隨開槽寬度的變化Fig.7 Changes of average CODMn mass concentration with slotting width in each sub-region of Dachan Bay

圖8 大鏟灣污染帶面積占比隨開槽寬度的變化Fig.8 Changes of proportion of pollution zone area with slotting width in Dachan Bay

4 結 論

a.由于突堤碼頭的建設，大鏟灣灣尖區域相對封閉，水體運動緩慢。碼頭根部開槽后潮汐通道增加，灣內水體在漲潮時經由槽通道流出，落潮時外海水體流入灣區內。隨著開槽寬度的增加，灣區水體漲落潮流速均整體增加，且開槽寬度的增加對改善灣尖區域潮動力效果最為明顯。

b.未開槽時大鏟灣換水周期呈現較強的空間異質性，從灣口至灣尖逆時針方向呈梯度增加；隨開槽寬度的增加，換水周期的空間異質性被削弱，灣尖區域的換水周期明顯縮短。

c.未開槽時大鏟灣污染帶分布在入海河口沿岸海域及整個灣尖區域。開槽后灣尖區域污染帶范圍明顯收縮，主要分布在灣尖內陸側。灣尖污染帶面積占比隨著開槽寬度的增加表現為先快速下降后趨近平緩，灣中污染帶面積占比的變化范圍則相對較小。

d.未開槽情況下，大鏟灣灣尖區域水污染問題較為突出。突堤根部開槽后，由于潮動力增強和換水周期縮短，灣尖區域水環境得到了明顯改善，綜合考慮水環境改善效果和工程經濟性，認為較為合理的開槽寬度為60～100 m。