尤佳藝，逄 勇，孫嬌嬌

(1. 河海大學(xué)淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210098；2. 河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京 210098)

引 言

固城湖，是長江支流水陽江下游一座天然蓄滯山洪的調(diào)節(jié)湖泊，位于南京市高淳區(qū)中南部，是高淳區(qū)最重要的集中式飲用水源地[1-2]。

固城湖圍墾歷史久遠(yuǎn)，上個(gè)世紀(jì)80年代前，保證糧食供給是當(dāng)時(shí)社會(huì)最迫切需求之一，固城湖周邊圍圩造田較多。固城湖1949年前面積約78km2，經(jīng)過建國后的湖灘圍墾，今湖面縮小至31.99km2，湖面蓄水能力降低、水體流動(dòng)減弱，區(qū)域水質(zhì)也有惡化趨勢(shì)[3]。為提高區(qū)域防洪能力，改善湖泊水質(zhì)、水生態(tài)，滿足區(qū)域供水和灌溉要求，促進(jìn)地區(qū)可持續(xù)發(fā)展，實(shí)施退圩還湖十分必要[4]。

水質(zhì)模型旨在研究污染物在水中遷移轉(zhuǎn)換規(guī)律以及各種因素的作用關(guān)系，經(jīng)過幾十年不斷研究探索，水質(zhì)模擬從靜態(tài)過度到動(dòng)態(tài)，從零維模型發(fā)展至多維模型，模型納入的參數(shù)也在不斷增加，模型的適用范圍也從單一水體演變?yōu)槟骋涣饔虻木C合模擬[5]。目前運(yùn)用較為廣泛的水質(zhì)模擬軟件有威廉瑪麗大學(xué)維吉尼亞海洋科學(xué)研究所開發(fā)的EFDC、美國環(huán)境保護(hù)總局開發(fā)的WASP模型、丹麥水力研究所開發(fā)的MIKE系列模型等等。隨著水質(zhì)模型深入發(fā)展，與許多新興技術(shù)的結(jié)合，例如云計(jì)算、人工智能算法的應(yīng)用將會(huì)大幅度提升模型的計(jì)算效率和精度，在與物聯(lián)網(wǎng)、“互聯(lián)網(wǎng)+ ”、云技術(shù)的碰撞下，未來能夠?qū)崿F(xiàn)數(shù)字預(yù)警、識(shí)別黑臭水體、考察海域污染，凸顯實(shí)時(shí)性、動(dòng)態(tài)性、高速度、尺度廣等優(yōu)勢(shì)[6]。

本文以固城湖為研究對(duì)象，利用MIKE21建立固城湖二維非穩(wěn)態(tài)模型，預(yù)測(cè)其北部部分圩區(qū)退圩后，固城湖湖區(qū)產(chǎn)生的水質(zhì)變化，為退圩還湖改善湖泊水環(huán)境提供依據(jù)。

1 研究區(qū)域概況

固城湖北臨石臼湖，東抵太湖湖西地區(qū)， 西面是水陽江流域的平原、圩區(qū)，南接水陽江流域所屬的皖南山區(qū)。固城湖為草型淺水湖泊，由于多年圍墾，湖泊形態(tài)已發(fā)生很大變化，由心形湖泊隔離成兩個(gè)湖區(qū)，分別為大湖區(qū)和小湖區(qū)，大湖區(qū)面積約為小湖區(qū)的8～10倍[7]。固城湖位置如圖1所示。

上個(gè)世紀(jì)80年代前，保證糧食供給是當(dāng)時(shí)社會(huì)最迫切需求之一，加之當(dāng)時(shí)人們對(duì)湖泊功能認(rèn)識(shí)不夠全面，忽視了湖泊在自然生態(tài)系統(tǒng)中的作用，固城湖開發(fā)利用的主要方式是圍圩造田。固城湖周邊主要圩區(qū)有永勝圩、永聯(lián)圩、躍進(jìn)圩、永兆圩、浮山圩、花聯(lián)圩等[8]，如圖2所示。

圖1 固城湖區(qū)位圖Fig.1 Location of Gucheng Lake

圖2 固城湖周邊圩區(qū)示意圖Fig.2 The polder area around Gucheng Lake

根據(jù)實(shí)際情況，考慮到退圩還湖工程的成本和工程可操作性，選取湖區(qū)北部永聯(lián)圩和永兆圩作為退圩對(duì)象，恢復(fù)水面6.41km2，固城湖水面面積由現(xiàn)狀的31.99km2增加至38.4km2，退圩范圍如圖3所示。退圩區(qū)域?yàn)榇箝l蟹、魚類養(yǎng)殖塘及塘梗，對(duì)其實(shí)施清淤，清淤控制底高程為大湖區(qū)湖底高程。

圖3 退圩還湖區(qū)范圍Fig.3 The area of returning the polder to the lake

2 研究方法

為了分析固城湖退圩還湖前后湖區(qū)總體水質(zhì)變化，本次研究分別構(gòu)建固城湖現(xiàn)狀與退圩還湖后的二維非穩(wěn)態(tài)水環(huán)境數(shù)學(xué)模型進(jìn)行水質(zhì)模擬計(jì)算。

2.1 水動(dòng)力模型基本方程

基于三向不可壓縮和Reynolds值均布的Novier-Stokes方程，并服從于Bonssinesq假定和靜水壓力的假設(shè)[9]。 二維非恒定淺水方程組為：

(1)

(2)

(3)

式中： t為時(shí)間；x，y為橫縱坐標(biāo)； h=η+d為總水深=水位+靜水深；u，v分別為x，y方向上的速度分量；f是哥氏力系數(shù)， ρ為水的密度；S為源項(xiàng)；Sxx、Sxy、Syy為輻射應(yīng)力分量。

2.2 水質(zhì)模型基本方程

水質(zhì)模型方程是以質(zhì)量平衡方程為基礎(chǔ)的，采用垂向平均的二維水質(zhì)模型，二維水質(zhì)輸移方程為：

(4)

式中：Ci—污染物濃度；u、v—x、y方向上的流速分量；Ex、Ey—x、y向上的擴(kuò)散系數(shù)；Ki—污染物降解系數(shù)；Si—污染物底泥釋放項(xiàng)。

2.3 模型構(gòu)建

固城湖為草型淺水湖泊，湖泊水域面積約31.99km2，分為大湖區(qū)和小湖區(qū)(西北角)，大湖區(qū)的湖底高程在5.30～6.30m之間，小湖區(qū)湖底高程在5.90～6.20m之間，非汛期正常蓄水位為9.5m[10-11]。主要出入湖河道有漆橋河、石固河、官溪河、胥河等。

在固城湖模型構(gòu)建中水動(dòng)力及水質(zhì)模塊考慮了以下特征：①固城湖地形較為平坦，平均水深約為3.5 m，湖流不存在十分復(fù)雜的水動(dòng)力特征；②淺水特性導(dǎo)致水動(dòng)力、水質(zhì)指標(biāo)在垂向近似均勻，垂向不分層，即以垂向平均值表達(dá)；③研究區(qū)域風(fēng)向呈明顯季風(fēng)型，模型風(fēng)場(chǎng)按照多年統(tǒng)計(jì)資料，設(shè)冬春為東北風(fēng)，平均風(fēng)速3.1m/s，夏秋為東南風(fēng)，平均風(fēng)速2.7m/s；④構(gòu)建水質(zhì)模型時(shí)利用胡開明等[12]做的同類型湖泊底泥再懸浮實(shí)驗(yàn)研究成果，模塊設(shè)置底泥TN釋放系數(shù)為0.25g/(m2·d)，底泥TP釋放系數(shù)為0.1g/(m2·d)。

根據(jù)衛(wèi)星圖提取的固城湖地形、固城湖高淳站(1950～2017年)水位資料以及退圩范圍控制底高程和水位，模擬現(xiàn)狀及退圩后湖底地形并進(jìn)行湖泊三角網(wǎng)格劃分如圖4及圖5所示。

圖4 現(xiàn)狀湖底地形及網(wǎng)格劃分Fig.4 Current situation of lake bottom topography and grid division

圖5 退圩后湖底地形及網(wǎng)格劃分Fig.5 Lake bottom topography and grid division after returning polders to lake

2.4 模型參數(shù)確定

根據(jù)南京市環(huán)境監(jiān)測(cè)站提供的固城湖2017年全年逐月水質(zhì)監(jiān)測(cè)資料，固城湖的3個(gè)常規(guī)水質(zhì)監(jiān)測(cè)點(diǎn)位如圖6所示，分別為①大湖區(qū)湖心、②小湖區(qū)湖心、③取水口。本研究選?、?、②點(diǎn)位進(jìn)行水動(dòng)力、水質(zhì)模型參數(shù)率定。

2.4.1 水動(dòng)力模型參數(shù)率定

由于固城湖湖區(qū)內(nèi)無水文水位監(jiān)測(cè)站，因此選取大湖區(qū)湖心和小湖區(qū)湖心點(diǎn)位在豐平枯不同條件下的3天實(shí)測(cè)水位(分別為7月3日～5日、11月4日～6日、1月9日～11日)進(jìn)行水動(dòng)力參數(shù)率定。率定得到模型水平渦粘系數(shù)Cs取值0.27；湖底糙率用曼寧數(shù)表示，大、小湖區(qū)湖底糙率存在差異，率定得到小湖區(qū)湖底糙率為0.022，大湖區(qū)糙率取值為0.018；隨著季節(jié)變化的風(fēng)向、風(fēng)速影響，率定得到風(fēng)拖曳系數(shù)冬春季節(jié)(1～5月、12月)為0.001 6，夏秋季節(jié)(6～11月)為0.001 2。大湖區(qū)和小湖區(qū)水位計(jì)算值與實(shí)測(cè)值絕對(duì)誤差均小于10 cm，如表1所示，水位模型計(jì)算值與實(shí)測(cè)值吻合較好，由此可見，該模型參數(shù)選取合理，可以用于模擬并描述固城湖湖體水動(dòng)力的變化過程。

圖6 固城湖水文水質(zhì)實(shí)測(cè)點(diǎn)位置Fig.6 Location of hydrological and water quality observation points in gucheng Lake

表1 水位率定驗(yàn)證結(jié)果Tab.1 Verification results of water level calibration (cm)

2.4.2 水質(zhì)模型參數(shù)確定

2.4.2.1 水質(zhì)參數(shù)率定

2017年大湖區(qū)湖心和小湖區(qū)湖心水質(zhì)(CODCr、TN和TP)計(jì)算值和實(shí)測(cè)值對(duì)比如圖7、圖8所示，水質(zhì)模型率定得到小湖區(qū)CODCr降解系數(shù)7～11月為0.07 d-1,11～12和1～6月為0.05 d-1，TN降解系數(shù)7～11月為0.03d-1,11～12、1～6月為0.018 d-1，TP降解系數(shù)7～11月為0.025 d-1,11～12、1～6月為0.02 d-1；大湖區(qū)CODCr降解系數(shù)7～11月為0.07 d-1,11～12、1～6月為0.05 d-1，TN降解系數(shù)7～11月為0.04d-1,11～12、1～6月為0.03 d-1，TP降解系數(shù)7～11月為0.035 d-1,11～12、1～6月為0.02 d-1。兩個(gè)率定點(diǎn)水質(zhì)計(jì)算值與實(shí)測(cè)值的相對(duì)誤差均在15%以內(nèi)，且趨勢(shì)較為一致，由此可見，該模型水質(zhì)參數(shù)取值合理。

圖7 大湖區(qū)湖心水質(zhì)計(jì)算值與實(shí)測(cè)值對(duì)比Fig.7 Comparison of calculated and measured values of lake water quality in center of big lake

圖8 小湖區(qū)湖心水質(zhì)計(jì)算值與實(shí)測(cè)值對(duì)比Fig.8 Comparison of calculated and measured values of lake water quality in center of small lake

2.4.2.2 水質(zhì)參數(shù)驗(yàn)證

為了對(duì)模型水質(zhì)參數(shù)取值的合理性進(jìn)行驗(yàn)證，提取模型取水口點(diǎn)位水質(zhì)計(jì)算值與實(shí)測(cè)值進(jìn)行對(duì)比，得到如圖9所示的計(jì)算值與實(shí)測(cè)值對(duì)比圖，計(jì)算得到取水口點(diǎn)位水質(zhì)(COD、TN、TP)計(jì)算值與實(shí)測(cè)值得平均相對(duì)誤差分別9.7%、6.8%、13.7%。

固城湖水質(zhì)模型經(jīng)率定及驗(yàn)證后，率定和驗(yàn)證點(diǎn)位的水質(zhì)相對(duì)誤差均在15%以內(nèi)，在模型誤差合理范圍內(nèi)，因此該模型可以用于固城湖水質(zhì)的模擬與預(yù)測(cè)。

圖9 取水口水質(zhì)計(jì)算值與實(shí)測(cè)值對(duì)比Fig.9 Comparison of calculated and measured values of lake water quality in water intake

3 結(jié)果與分析

利用建立的固城湖退圩還湖前后水環(huán)境數(shù)學(xué)模型，分別計(jì)算豐平枯三種不同水量條件下固城湖退圩前后的COD、TN、TP水質(zhì)濃度，選取圖6中固城湖3個(gè)代表性點(diǎn)位進(jìn)行退圩還湖前后水質(zhì)計(jì)算結(jié)果對(duì)比，分析退圩還湖工程對(duì)固城湖水質(zhì)影響，對(duì)比結(jié)果如圖10～圖12所示。

圖10 大湖區(qū)湖心點(diǎn)位退圩前后水質(zhì)濃度對(duì)比圖Fig.10 Contrast of water quality concentration in center of big lake before and after returning polders

圖11 小湖區(qū)湖心點(diǎn)位退圩前后水質(zhì)濃度對(duì)比圖Fig.11 Contrast of water quality concentration in center of small lake before and after returning polders

圖12 取水口點(diǎn)位退圩前后水質(zhì)濃度對(duì)比圖Fig.12 Contrast of water quality concentration in water intake before and after returning polders

由圖10～圖12退圩前后水質(zhì)計(jì)算結(jié)果對(duì)比表明，固城湖退圩后相比于退圩前，湖區(qū)3個(gè)代表性點(diǎn)位的COD、TN、TP水質(zhì)濃度均改善，改善率結(jié)果見表2。

表2 退圩還湖后固城湖水質(zhì)濃度改善率Tab.2 Improvement rate of water quality concentration in Gucheng Lake after returning polders to Lake (%)

退圩還湖工程拆除了湖區(qū)北岸原圩區(qū)的蟹塘、魚塘及塘梗，湖區(qū)自由水面面積增加，原圩區(qū)養(yǎng)殖塘污染源消失，根據(jù)模型預(yù)測(cè)水質(zhì)結(jié)果，湖區(qū)3個(gè)代表點(diǎn)位的水質(zhì)因子在豐平枯時(shí)期均有不同程度的改善，其中取水口氮磷平均水質(zhì)濃度改善可達(dá)7.3%和16.1%。固城湖退圩還湖工程對(duì)湖區(qū)整體水質(zhì)改善及供水安全存在正效應(yīng)影響。

4 結(jié) 語

本文通過構(gòu)建固城湖退圩還湖前后的水環(huán)境數(shù)學(xué)模型，在豐平枯不同水量條件下計(jì)算及預(yù)測(cè)退圩前后固城湖湖區(qū)水質(zhì)，選取固城湖三個(gè)代表性點(diǎn)位的水質(zhì)計(jì)算結(jié)果進(jìn)行分析得到以下結(jié)論：固城湖北岸水產(chǎn)養(yǎng)殖圩區(qū)退圩6.41km2后，原圩區(qū)變?yōu)樽杂伤娌辉佼a(chǎn)生養(yǎng)殖污染，湖泊面積增加，湖區(qū)水質(zhì)整體改善，預(yù)測(cè)水質(zhì)因子COD、TN、TP總體分別改善了6.8% 、5.2%、10.0%，退圩還湖工程對(duì)湖區(qū)水質(zhì)改善存在正效應(yīng)影響。