城市湿地公园生态补水调度方案对比分析

陈黎明，陈炼钢，李褆来，陆 昊

(1.南京水利科学研究院水文水资源研究所，江苏 南京 210029；2.南京水利科学研究院水文水资源及水利工程科学国家重点实验室，江苏 南京 210029)

湿地是具有水陆相兼性和过渡性的一种独特生态系统[1]，具有旅游休闲、固碳释氧、净化水质、水土保持等作用[2-3]。据统计，中国湿地面积占陆地总面积的5.6%，提供了96%的淡水资源[2]。城市湿地是城市的特殊组成部分,能够改善城市的生态环境状况、涵养城市水资源、维持区域内水平衡、调节城市气候、降解部分污染物并保持湿地内部的生物多样性。城市湿地内部水系复杂，水系连通性较差时易出现滞水区。在城市的无序扩张中，城市湿地在点源、面源、内源复合污染影响下，面临着面积减少、水质恶化、生态退化等复杂问题[4-5]，亟待通过有效方式加以保护。

许多城市湿地公园的正常维持离不开生态补水。张树军等[6]将生态补水定义为通过采取工程或非工程措施,向因最小生态需水量无法满足而受损的生态系统调水,补充其生态系统用水量,遏制生态系统结构的破坏和功能的丧失,逐渐恢复生态系统原有的、能自我调节的基本功能,或者实现新的生态平衡的活动。通过生态补水措施，可以提高水体的流动性，加大水环境容量，提升水体的自净能力，也有利于恢复生态环境[7-8]。在城市环境、经济、社会等子系统之间的相互交织与作用下，城市湿地公园的补水模式问题已经成为限制城市湿地公园建设发展的瓶颈[9-10]。

城市湿地生态补水的研究主要存在补水水量和补水线路设定两方面难点。首先，城市湿地生态补水需要一定的水量以增加水体连通性，让“死水”成为“活水”，从而增强区域水体的净化能力[11]。但生态补水的水量也不是越多越好，例如南京玄武湖从1997年开始实施生态补水，补水量逐年上升至35万t/d，但近年来水质仍日益恶化[12]；Yang等[13]也发现由于引水水质的季节性变化，某些季节生态补水水量的增加可能导致水质恶化。其次，补水线路的设计很大程度决定了流场分布与水质的改善效果[14]。由于湿地生态系统相对脆弱，因此，区域水资源、城市湿地水质、景观等多目标下城市湿地生态补水线路的优化制定成为研究的难点[15]。

数值模拟是研究生态补水水量和线路的典型方法[16]。张珮纶等[17]综合国内实践和研究提出，可利用模型方法建立湿地生态补水方案的方法体系。王志鹏[18]依托MIKE21模型构建了湿地生态补水演进模型，对三江平原挠力河湿地群的湿地补水方案进行了优化设计。Xu等[19]提出了随机水资源分配优化模型，与现有供水运行方案相比，提出的优化方案能以较低的总成本减少供水量，同时满足了湿地生态系统植物生长的需求。Alafifi等[20]构建了美国犹他州Lower Bear河流域系统优化模型，提出在8—12月通过生态补水增加湿地面积，提高生态环境质量。目前针对城市湿地生态补水整体水量水质研究较多，但在细小尺度层面上对补水线路设计的优化研究偏少，对其水动力特征量化方面研究则更少。本文采用水动力模型结合水龄模块对湿地生态补水方案进行模拟，从细小尺度层面上更为直观地表现不同生态补水调度方案的特征，进一步挖掘并发挥湿地公园的景观和水质净化功能，以期与城市的发展之间形成良性互动。

1 研究区概况

某城市湿地公园位于城市功能主轴和绿色景观带上，是未来城市重要的绿色空间，公园定位为接轨城市发展，呼应生态文明建设号召，打造以自然水韵、浪漫氛围为主的生态郊野公园。湿地公园整体以“生态”为设计理念，融入当地特色文化，达到人与自然和谐相处。根据规划，公园总占地面积约110.9万m2，其中水面面积为23.8万m2。公园的设计和建设注重生态修复，设计在最小干预的条件下，植入丰富的游赏体验、浪漫体验和运动场所，自然水系贯穿全园，全区景色优美，气候宜人。

根据规划方案，湿地公园依托场地自然基底现状，为区域小气候、生物栖息、游赏游憩等多维度需求提供多样的自然生境。根据公园内不同的景观特色，最大化保留原有的大型草木与河道、沟渠，对水资源进行净化处理，打造湖区和多塘2种净化区(图1)；拟布设浮动湿地3 000 m2，布置微生物附着基-生态基1万m2；恢复沉水植物17万m2，挺水植物2.5万m2，浮叶植物1万m2；生物操纵工程拟投放生物量为8 000 kg的水生生物，充分利用湿地对水质的净化作用，营造可亲水的滨水活力空间，使人们在体验不同景色时，了解不同湿地净化类型的净化原理，寓教于乐。

湿地公园内湖水系独立，与外部水系分别形成2个系统，受外部条件限制，公园拟从西南角引入外部水源，作为湿地公园主要的生态补水水源(图1)。由于湿地公园内水系连通状况复杂，原有水体连通情况下部分区域易形成死水区，不能有效发挥湿地作为生态缓冲区的水质净化功能。因此，在湿地公园规划建设中，有必要掌握湖区小尺度以及精细化尺度下的水动力状况及水体交换特性，为工程设计及生态补水调度方案的比选和优化提供决策支撑，从而合理规划湿地公园的水系连通方案及生态补水路线。

2 湖区水动力模型构建

2.1 模型原理

二维浅水方程和对流-扩散方程的守恒形式为

(1)

(2)

(3)

式中：h为水深；u、v分别为x、y方向上平均流速分量；t为时间；g为重力加速度；s0x、sfx分别为x方向上的水底底坡、摩阻坡度；s0y、sfy分别为y方向上的水底底坡、摩阻坡度。

水体交换时间可用水龄来表征，即边界水体完全交换至各水体单元的时间(以天计)，因此基于可溶性物质平均水龄CART(constituent-oriented age and residence time theory)理论，在数学模型中，利用输运方程计算保守物质相对浓度和加权水龄积。考虑示踪物仅从一个河流边界进入，不考虑其他源、汇项，保守物质相对浓度和加权水龄积分别用如下方程计算：

(4)

(5)

式中：C为保守物质相对浓度；α为加权水龄积；K为扩散系数。

平均水龄a可以表示为

a=α/C

(6)

2.2 模型概化

采用三角形网格对计算区域中水域范围进行划分。水域范围内，沟渠及绿岛众多(图1)，特别是多塘净化1区和2区之间，渠系弯曲复杂，绿岛密布，部分沟渠总宽约5 m，其中多塘净化1区和2区之间的连接渠道最窄处仅3 m左右，因此需对多塘净化区局部网格进行加密，取其网格单元尺寸约为3 m，略小于湖区，保证其过水通道。总体上水域范围内网格单元尺寸为3～5 m，共计9 254个节点，15 264个网格单元(图2)。

图2 网格概化Fig.2 Grid generalization

采用设计水下地形资料对模型进行概化。由于水域范围内渠系复杂且网格单元尺寸较小，在提取湖区水下地形等高线的基础上，为避免地形概化时水域附近陆域高程对邻近水域水下地形的影响，采用网格单元内所有高程点的平均值作为网格单元的地形值，尽可能使每个网格单元的水下地形与设计等高线保持一致，概化后的网格单元地形可充分反映沟渠的槽蓄量以及过流能力。总体上水下地形比较平坦，地形高程基本为-2.0～2.0 m，除湖区和部分塘底高程略低于0 m外，其余区域水下地形高程基本为1.0～2.0 m(图3)。

图3 水下地形概化Fig.3 Underwater topography

2.3 边界条件及主要参数

2.3.1边界条件

曾经有人指出，课堂教学是一个向着未知方向不断深入的探索历程，意外而美丽的风景随时都可能出现在路边，因此我们的教学不能循着固定的路径来进行，否则课堂将缺乏意外的生成，也就无法激起学生创造的热情.所以，教师应该意识到高中化学的教学不应该是一个预约的过程，而应该是一个学生与教师、学生与教材碰撞和沟通的过程，只有将这一思想贯彻在化学教学中，学生才能看到那些意外而美丽的风景.

a.初始条件。湖区水体水位按常水位控制，设定为2.3 m；保守物质相对浓度和加权水龄积初始值均设为0。

b.水动力边界条件。湖区的生态补水拟从西南角的南部湖区补水点引入，补水量为日均7万t；出湖为北部泵站抽排，抽排能力与入湖水量保持一致。具体位置分布见图1。

c.水体交换能力计算边界条件。假定补水中某保守物质相对浓度为1，加权水龄积为0；其余开边界保守物质相对浓度和加权水龄积均设为0。

2.3.2主要参数

为了反映水边线的变化，采用富裕水深法根据水位变化不断修正水边线。在计算中判断每个单元的水深，当单元水深大于富裕水深时，将单元开放，作为计算水域，反之，将单元关闭，置流速为0。模型中干湿单元的判别标准为：水深小于0.005 m为完全干单元，水深大于0.01 m则为完全湿单元。紊动黏滞系数通过Smagorinsky方程求解获得。

糙率不仅与河床底部的粗糙程度、河道形态、河道弯曲程度及水位高低有关，还受到河道内植被的生长状况、河槽冲淤、河道内的涉水建筑物等因素的影响。天然情况下，考虑河床组成、床面特征与平面形态、水流形态及岸壁特性等影响因素，对于顺直、无沙滩、无潭的河床，糙率取值一般为0.025～0.033；对于无沙滩、无潭、多石多草的河床，糙率取值一般为0.030～0.040；对于弯曲、稍许淤滩和潭坑、有草石的河床，糙率取值一般为0.035～0.050。考虑到湿地内均为人工规划渠道，形态较为规整，且湖区、湖区净化区、多塘净化区等区域水生植被分布不一，其中，湖区内以浮叶植物和浮动湿地为主，湖区净化区近岸以挺水植物为主，多塘净化区以沉水植物为主，参考天然糙率取值范围，各区域糙率取值分别为0.025、0.030、0.035，具体分布见图4。

3 方案对比分析

3.1 计算方案

为满足湿地公园湖区行洪排水要求，湿地公园用水、戏水、水上游乐功能性要求以及区域水生态系统持续发展的要求，设计不同的工程分布方案及措施：方案1主要是为了在现状方案的基础上，尽可能充分利用多塘净化3区对湖区水体的净化作用, 该方案中，在湖区净化1区与多塘净化3区之间布设连通管，生态补水量达7万t/d，外排能力与生态补水量保持一致；方案2主要是为了尽可能利用中部湖区的水体调蓄能力，加强湖区的水体交换，该方案中，在多塘净化2区与中部湖区之间增设连通管；方案3则是把方案1和2统筹考虑，保持湖区水位不变。对比分析3种方案下湖区的水动力状况，以期优化湖区的水动力条件，提升整个湖区的水体交换能力。连通管具体位置分布见图1。

图4 糙率分布Fig.4 Roughness distribution

3.2 不同方案结果对比分析

表1和表2分别给出了4种方案下湖区流速分布和水体交换时间的对比结果。整体上各方案湖区流速都相对较小，基本都小于0.05 m/s；从空间分布上来看，流速大于0.01 m/s的水域主要集中在出(入)湖口处、南部、中部和北部3个多塘净化区以及湖区净化1区，流速大于0.05 m/s的区域主要集中于上述几个区域的河道连接处。流速空间分布与水深以及水域范围呈一定的相关性，其中，湖区的流速总体偏小，而各多塘净化区水深较浅处河道流速明显大于水深较深处河道流速，总体上流速分布基本合理。

表1 各方案流速分布对比结果Table 1 Comparison results of velocity distribution of each scheme

表2 各方案水体交换时间对比结果Table 2 Comparison results of water exchange time of each scheme

方案1较现状方案主要在原有连通基础上加强了湖区净化1区与多塘净化3区之间的连通性，其流速分布(图5(b))和水体交换时间(图6(b))与现状方案(图5(a)和6(a))相比，仅在多塘净化3区局部区域有所改变，其余变化不大。

(a) 现状方案

(a) 现状方案

方案2则加强了多塘净化2区与中部湖区之间的连通性，使湖区流速分布更加均匀(图5(c))，流速>0.01～0.05 m/s的水域面积在总水域面积中的占比与现状方案和方案1相比，从约19%降低至约16%；流速>0.005～0.01 m/s的水域面积占比与现状方案和方案1相比，从约13%上升至约19%。方案2水体交换时间>3～7 d的水域面积占比与现状方案和方案1相比，从约33%上升至约49%；水体交换时间为14 d以上的水域面积占比与现状方案和方案1相比，从约13%降低至约0.38%(图6(c))。方案2改善的主要区域为中部滞水区，但由于受引水总量一定的影响，部分引水量进入了中部湖区，多塘净化3区水体交换时间则较之前略有延长。

方案3(图5(d))结合了方案1和方案2的设计，整体改善效果与方案2类似，同样明显改善了现状方案和方案1中部湖区滞水区的水动力条件，同时由于方案3加强了湖区净化1区与多塘净化3区之间的连通性，进一步提升了多塘净化3区水体交换能力(图6(d))。总体上，方案3和方案2水体交换时间在7 d以内的水域面积占比在92%以上，基本上1周内可以将整个湖区水体置换1次。

4 结 语

本文通过二维水动力模型并引入水龄计算模块，模拟计算了不同方案下湿地公园内部湖区水动力状况及水体交换特性，综合对比现状和3个不同方案的计算结果表明，方案2和方案3的水动力状况相当，仅在中部湖区和多塘净化3区中部局部水域存在滞水区，明显优于现状方案和方案1；方案3较方案2在一定程度上提升了多塘净化3区水体交换能力，但仍存在局部滞水区。为进一步改善这些区域的水动力状况，建议在水体相对滞缓的水域布设推流曝气设备，加强其水体流动和水体交换能力。因此，针对城市湿地公园这类小尺度水域范围，通过数学模型计算，能够从精细化尺度层面上更为直观地掌握其湖区的水动力状况及水体交换特性，最终结合其他因素确定具体的调度方案，为其湖区水系连通及生态补水提供决策支撑。