城市濕地公園生態補水調度方案對比分析

陳黎明，陳煉鋼，李褆來，陸 昊

(1.南京水利科學研究院水文水資源研究所，江蘇 南京 210029；2.南京水利科學研究院水文水資源及水利工程科學國家重點實驗室，江蘇 南京 210029)

濕地是具有水陸相兼性和過渡性的一種獨特生態系統[1]，具有旅游休閑、固碳釋氧、凈化水質、水土保持等作用[2-3]。據統計，中國濕地面積占陸地總面積的5.6%，提供了96%的淡水資源[2]。城市濕地是城市的特殊組成部分,能夠改善城市的生態環境狀況、涵養城市水資源、維持區域內水平衡、調節城市氣候、降解部分污染物并保持濕地內部的生物多樣性。城市濕地內部水系復雜，水系連通性較差時易出現滯水區。在城市的無序擴張中，城市濕地在點源、面源、內源復合污染影響下，面臨著面積減少、水質惡化、生態退化等復雜問題[4-5]，亟待通過有效方式加以保護。

許多城市濕地公園的正常維持離不開生態補水。張樹軍等[6]將生態補水定義為通過采取工程或非工程措施,向因最小生態需水量無法滿足而受損的生態系統調水,補充其生態系統用水量,遏制生態系統結構的破壞和功能的喪失,逐漸恢復生態系統原有的、能自我調節的基本功能,或者實現新的生態平衡的活動。通過生態補水措施，可以提高水體的流動性，加大水環境容量，提升水體的自凈能力，也有利于恢復生態環境[7-8]。在城市環境、經濟、社會等子系統之間的相互交織與作用下，城市濕地公園的補水模式問題已經成為限制城市濕地公園建設發展的瓶頸[9-10]。

城市濕地生態補水的研究主要存在補水水量和補水線路設定兩方面難點。首先，城市濕地生態補水需要一定的水量以增加水體連通性，讓“死水”成為“活水”，從而增強區域水體的凈化能力[11]。但生態補水的水量也不是越多越好，例如南京玄武湖從1997年開始實施生態補水，補水量逐年上升至35萬t/d，但近年來水質仍日益惡化[12]；Yang等[13]也發現由于引水水質的季節性變化，某些季節生態補水水量的增加可能導致水質惡化。其次，補水線路的設計很大程度決定了流場分布與水質的改善效果[14]。由于濕地生態系統相對脆弱，因此，區域水資源、城市濕地水質、景觀等多目標下城市濕地生態補水線路的優化制定成為研究的難點[15]。

數值模擬是研究生態補水水量和線路的典型方法[16]。張珮綸等[17]綜合國內實踐和研究提出，可利用模型方法建立濕地生態補水方案的方法體系。王志鵬[18]依托MIKE21模型構建了濕地生態補水演進模型，對三江平原撓力河濕地群的濕地補水方案進行了優化設計。Xu等[19]提出了隨機水資源分配優化模型，與現有供水運行方案相比，提出的優化方案能以較低的總成本減少供水量，同時滿足了濕地生態系統植物生長的需求。Alafifi等[20]構建了美國猶他州Lower Bear河流域系統優化模型，提出在8—12月通過生態補水增加濕地面積，提高生態環境質量。目前針對城市濕地生態補水整體水量水質研究較多，但在細小尺度層面上對補水線路設計的優化研究偏少，對其水動力特征量化方面研究則更少。本文采用水動力模型結合水齡模塊對濕地生態補水方案進行模擬，從細小尺度層面上更為直觀地表現不同生態補水調度方案的特征，進一步挖掘并發揮濕地公園的景觀和水質凈化功能，以期與城市的發展之間形成良性互動。

1 研究區概況

某城市濕地公園位于城市功能主軸和綠色景觀帶上，是未來城市重要的綠色空間，公園定位為接軌城市發展，呼應生態文明建設號召，打造以自然水韻、浪漫氛圍為主的生態郊野公園。濕地公園整體以“生態”為設計理念，融入當地特色文化，達到人與自然和諧相處。根據規劃，公園總占地面積約110.9萬m2，其中水面面積為23.8萬m2。公園的設計和建設注重生態修復，設計在最小干預的條件下，植入豐富的游賞體驗、浪漫體驗和運動場所，自然水系貫穿全園，全區景色優美，氣候宜人。

根據規劃方案，濕地公園依托場地自然基底現狀，為區域小氣候、生物棲息、游賞游憩等多維度需求提供多樣的自然生境。根據公園內不同的景觀特色，最大化保留原有的大型草木與河道、溝渠，對水資源進行凈化處理，打造湖區和多塘2種凈化區(圖1)；擬布設浮動濕地3 000 m2，布置微生物附著基-生態基1萬m2；恢復沉水植物17萬m2，挺水植物2.5萬m2，浮葉植物1萬m2；生物操縱工程擬投放生物量為8 000 kg的水生生物，充分利用濕地對水質的凈化作用，營造可親水的濱水活力空間，使人們在體驗不同景色時，了解不同濕地凈化類型的凈化原理，寓教于樂。

濕地公園內湖水系獨立，與外部水系分別形成2個系統，受外部條件限制，公園擬從西南角引入外部水源，作為濕地公園主要的生態補水水源(圖1)。由于濕地公園內水系連通狀況復雜，原有水體連通情況下部分區域易形成死水區，不能有效發揮濕地作為生態緩沖區的水質凈化功能。因此，在濕地公園規劃建設中，有必要掌握湖區小尺度以及精細化尺度下的水動力狀況及水體交換特性，為工程設計及生態補水調度方案的比選和優化提供決策支撐，從而合理規劃濕地公園的水系連通方案及生態補水路線。

2 湖區水動力模型構建

2.1 模型原理

二維淺水方程和對流-擴散方程的守恒形式為

(1)

(2)

(3)

式中：h為水深；u、v分別為x、y方向上平均流速分量；t為時間；g為重力加速度；s0x、sfx分別為x方向上的水底底坡、摩阻坡度；s0y、sfy分別為y方向上的水底底坡、摩阻坡度。

水體交換時間可用水齡來表征，即邊界水體完全交換至各水體單元的時間(以天計)，因此基于可溶性物質平均水齡CART(constituent-oriented age and residence time theory)理論，在數學模型中，利用輸運方程計算保守物質相對濃度和加權水齡積。考慮示蹤物僅從一個河流邊界進入，不考慮其他源、匯項，保守物質相對濃度和加權水齡積分別用如下方程計算：

(4)

(5)

式中：C為保守物質相對濃度；α為加權水齡積；K為擴散系數。

平均水齡a可以表示為

a=α/C

(6)

2.2 模型概化

采用三角形網格對計算區域中水域范圍進行劃分。水域范圍內，溝渠及綠島眾多(圖1)，特別是多塘凈化1區和2區之間，渠系彎曲復雜，綠島密布，部分溝渠總寬約5 m，其中多塘凈化1區和2區之間的連接渠道最窄處僅3 m左右，因此需對多塘凈化區局部網格進行加密，取其網格單元尺寸約為3 m，略小于湖區，保證其過水通道。總體上水域范圍內網格單元尺寸為3～5 m，共計9 254個節點，15 264個網格單元(圖2)。

圖2 網格概化Fig.2 Grid generalization

采用設計水下地形資料對模型進行概化。由于水域范圍內渠系復雜且網格單元尺寸較小，在提取湖區水下地形等高線的基礎上，為避免地形概化時水域附近陸域高程對鄰近水域水下地形的影響，采用網格單元內所有高程點的平均值作為網格單元的地形值，盡可能使每個網格單元的水下地形與設計等高線保持一致，概化后的網格單元地形可充分反映溝渠的槽蓄量以及過流能力。總體上水下地形比較平坦，地形高程基本為-2.0～2.0 m，除湖區和部分塘底高程略低于0 m外，其余區域水下地形高程基本為1.0～2.0 m(圖3)。

圖3 水下地形概化Fig.3 Underwater topography

2.3 邊界條件及主要參數

2.3.1邊界條件

曾經有人指出，課堂教學是一個向著未知方向不斷深入的探索歷程，意外而美麗的風景隨時都可能出現在路邊，因此我們的教學不能循著固定的路徑來進行，否則課堂將缺乏意外的生成，也就無法激起學生創造的熱情.所以，教師應該意識到高中化學的教學不應該是一個預約的過程，而應該是一個學生與教師、學生與教材碰撞和溝通的過程，只有將這一思想貫徹在化學教學中，學生才能看到那些意外而美麗的風景.

a.初始條件。湖區水體水位按常水位控制，設定為2.3 m；保守物質相對濃度和加權水齡積初始值均設為0。

b.水動力邊界條件。湖區的生態補水擬從西南角的南部湖區補水點引入，補水量為日均7萬t；出湖為北部泵站抽排，抽排能力與入湖水量保持一致。具體位置分布見圖1。

c.水體交換能力計算邊界條件。假定補水中某保守物質相對濃度為1，加權水齡積為0；其余開邊界保守物質相對濃度和加權水齡積均設為0。

2.3.2主要參數

為了反映水邊線的變化，采用富裕水深法根據水位變化不斷修正水邊線。在計算中判斷每個單元的水深，當單元水深大于富裕水深時，將單元開放，作為計算水域，反之，將單元關閉，置流速為0。模型中干濕單元的判別標準為：水深小于0.005 m為完全干單元，水深大于0.01 m則為完全濕單元。紊動黏滯系數通過Smagorinsky方程求解獲得。

糙率不僅與河床底部的粗糙程度、河道形態、河道彎曲程度及水位高低有關，還受到河道內植被的生長狀況、河槽沖淤、河道內的涉水建筑物等因素的影響。天然情況下，考慮河床組成、床面特征與平面形態、水流形態及岸壁特性等影響因素，對于順直、無沙灘、無潭的河床，糙率取值一般為0.025～0.033；對于無沙灘、無潭、多石多草的河床，糙率取值一般為0.030～0.040；對于彎曲、稍許淤灘和潭坑、有草石的河床，糙率取值一般為0.035～0.050。考慮到濕地內均為人工規劃渠道，形態較為規整，且湖區、湖區凈化區、多塘凈化區等區域水生植被分布不一，其中，湖區內以浮葉植物和浮動濕地為主，湖區凈化區近岸以挺水植物為主，多塘凈化區以沉水植物為主，參考天然糙率取值范圍，各區域糙率取值分別為0.025、0.030、0.035，具體分布見圖4。

3 方案對比分析

3.1 計算方案

為滿足濕地公園湖區行洪排水要求，濕地公園用水、戲水、水上游樂功能性要求以及區域水生態系統持續發展的要求，設計不同的工程分布方案及措施：方案1主要是為了在現狀方案的基礎上，盡可能充分利用多塘凈化3區對湖區水體的凈化作用, 該方案中，在湖區凈化1區與多塘凈化3區之間布設連通管，生態補水量達7萬t/d，外排能力與生態補水量保持一致；方案2主要是為了盡可能利用中部湖區的水體調蓄能力，加強湖區的水體交換，該方案中，在多塘凈化2區與中部湖區之間增設連通管；方案3則是把方案1和2統籌考慮，保持湖區水位不變。對比分析3種方案下湖區的水動力狀況，以期優化湖區的水動力條件，提升整個湖區的水體交換能力。連通管具體位置分布見圖1。

圖4 糙率分布Fig.4 Roughness distribution

3.2 不同方案結果對比分析

表1和表2分別給出了4種方案下湖區流速分布和水體交換時間的對比結果。整體上各方案湖區流速都相對較小，基本都小于0.05 m/s；從空間分布上來看，流速大于0.01 m/s的水域主要集中在出(入)湖口處、南部、中部和北部3個多塘凈化區以及湖區凈化1區，流速大于0.05 m/s的區域主要集中于上述幾個區域的河道連接處。流速空間分布與水深以及水域范圍呈一定的相關性，其中，湖區的流速總體偏小，而各多塘凈化區水深較淺處河道流速明顯大于水深較深處河道流速，總體上流速分布基本合理。

表1 各方案流速分布對比結果Table 1 Comparison results of velocity distribution of each scheme

表2 各方案水體交換時間對比結果Table 2 Comparison results of water exchange time of each scheme

方案1較現狀方案主要在原有連通基礎上加強了湖區凈化1區與多塘凈化3區之間的連通性，其流速分布(圖5(b))和水體交換時間(圖6(b))與現狀方案(圖5(a)和6(a))相比，僅在多塘凈化3區局部區域有所改變，其余變化不大。

(a) 現狀方案

(a) 現狀方案

方案2則加強了多塘凈化2區與中部湖區之間的連通性，使湖區流速分布更加均勻(圖5(c))，流速>0.01～0.05 m/s的水域面積在總水域面積中的占比與現狀方案和方案1相比，從約19%降低至約16%；流速>0.005～0.01 m/s的水域面積占比與現狀方案和方案1相比，從約13%上升至約19%。方案2水體交換時間>3～7 d的水域面積占比與現狀方案和方案1相比，從約33%上升至約49%；水體交換時間為14 d以上的水域面積占比與現狀方案和方案1相比，從約13%降低至約0.38%(圖6(c))。方案2改善的主要區域為中部滯水區，但由于受引水總量一定的影響，部分引水量進入了中部湖區，多塘凈化3區水體交換時間則較之前略有延長。

方案3(圖5(d))結合了方案1和方案2的設計，整體改善效果與方案2類似，同樣明顯改善了現狀方案和方案1中部湖區滯水區的水動力條件，同時由于方案3加強了湖區凈化1區與多塘凈化3區之間的連通性，進一步提升了多塘凈化3區水體交換能力(圖6(d))。總體上，方案3和方案2水體交換時間在7 d以內的水域面積占比在92%以上，基本上1周內可以將整個湖區水體置換1次。

4 結 語

本文通過二維水動力模型并引入水齡計算模塊，模擬計算了不同方案下濕地公園內部湖區水動力狀況及水體交換特性，綜合對比現狀和3個不同方案的計算結果表明，方案2和方案3的水動力狀況相當，僅在中部湖區和多塘凈化3區中部局部水域存在滯水區，明顯優于現狀方案和方案1；方案3較方案2在一定程度上提升了多塘凈化3區水體交換能力，但仍存在局部滯水區。為進一步改善這些區域的水動力狀況，建議在水體相對滯緩的水域布設推流曝氣設備，加強其水體流動和水體交換能力。因此，針對城市濕地公園這類小尺度水域范圍，通過數學模型計算，能夠從精細化尺度層面上更為直觀地掌握其湖區的水動力狀況及水體交換特性，最終結合其他因素確定具體的調度方案，為其湖區水系連通及生態補水提供決策支撐。