基于水動力模擬的濕地阻水圍堤圍埝判定
——以白洋淀為例

白潔，陳家琪，田凱，麻曉梅，王歡歡，趙彥偉

（水環境模擬國家重點實驗室，北京師范大學環境學院，北京 100875）

因水產養殖、農業耕種等社會經濟活動需要，濕地建設圍堤圍埝等阻水構筑物，導致水流通道過流斷面變窄，濕地自然地形與水系連通遭受破壞，進而改變水動力特征，破壞濕地水文循環，影響濕地生態功能。濕地生態修復受到前所未有的重視，拆除阻水構筑物、恢復濕地微地形、改善水動力成為濕地生態修復的重要手段。但濕地內阻水構筑物數量多、分布廣，受制于工程量、實施成本、時間等限制因素，生態修復實踐中難以實現完全拆除，因此需對影響較大的關鍵阻水構筑物實施優先拆除，從而改善水動力狀況。

隨著人類活動對濕地水系連通的破壞引起關注，圍堤圍埝、圍網、圩堤等阻水構筑物對水動力及拆除效果的影響研究受到重視。魏清福針對東太湖圍網養殖區對水流的阻滯效應進行了研究，分析了圍網養殖區拆除的水動力效果。王俊等建立平原河網水動力模型，模擬了蜈蚣湖退圩還湖工程實施前后的水動力變化，明確了濕地阻水設施拆除后的水動力改善效果。YUAN 等、杜耘等、田澤斌等、姚靜等、賴格英等、Li 等也都開展了相應的模擬與分析研究。在已有研究中，大多通過模型模擬手段，選取水位、流速、水面面積、滯水區面積等指標，進行拆除前后的效果對比。而實際中，流線可以反映水動力條件，通過判定流線狀態來判定需要拆除的阻水構筑物是一個比較可行的方法。流線分布密度可反映流速大小，分布均勻度可反映水動力空間分布均衡性，流線平均蜿蜒度可反映區域內水流路徑形態的曲折程度，三者綜合，可作為判定阻水狀況的定量依據，有利于提高判定結果的精確性，可為濕地阻水構筑物拆除提供更為準確的依據。

本文以淀泊眾多、圍堤圍埝分布密集、溝渠密布的白洋淀為例，基于MIKE 21構建了白洋淀水動力模擬模型，提取流線分布，計算了區域流線的分布密度、均勻度、平均蜿蜒度等指標，判定出淀區關鍵阻水圍堤圍埝的分布，并對比模擬了圍堤圍埝拆除后的水動力效果，為白洋淀水系連通方案制定提供重要依據，為同類濕地水動力改善與提升提供技術依據。

1 研究方法

1.1 研究區概況

白洋淀是“華北之腎”，在污染控制、物種多樣性保護和生態平衡維持等方面發揮著巨大作用。淀區總面積366 km，淀內主要由白洋淀、馬棚淀、燒車淀、藻苲淀等143 個大小不等、相互聯系的淀泊和3 700多條溝壕組成。歷史上為發展養殖，大量構筑圍堤圍埝，淀內建設有大小圍堤圍埝1 600 多個，總面積達27 km。高強度的圍堤圍埝建設，破壞了白洋淀自然地形，水面被無序、密集分布的圍堤圍埝分隔為錯綜復雜的狹窄溝渠，再加上白洋淀缺乏天然水補給，依靠引黃濟淀等外源補水很難滿足生態水位要求，生態需水相對缺乏，導致淀區水系連通性下降，水體流動性變差，濕地環境與生態功能難以提升，亟待實施圍堤圍埝拆除。

1.2 水動力模型構建

基于二維水動力模擬軟件MIKE 21，構建了白洋淀水動力模型。白洋淀中部區域主要網格設置為30 m×30 m，府河、孝義河等主要河流通道設置為30 m×30 m，其余區域設置為100 m×100 m。模型共劃分501 738 個節點，993 753 個網格單元。考慮模型精度需求及模型計算時間限制，選取王家寨、端村、十方院2019 年3 月1 日至8 月31 日補水周期內水位數據進行模型率定，以2019年9月1日至2020年2月28日補水周期內的水位數據進行模型驗證，驗證結果見圖1。驗證結果表明，水位模擬誤差在0.1~0.2 m，結果較好，模型可用。

圖1 水位驗證結果Figure 1 Comparison of simulated and measured water level values

模型構建所需的地形數據在2019 年1∶2 000 的實測數據基礎上加密得到，蒸發、降水等氣象數據、各入淀河流流量數據、各水位站水位數據來源于實地調研搜集，均為實測日均值。

1.3 指標選擇

圍堤圍埝通過影響水下地形從而影響水流速度和方向，因此在判定關鍵阻水圍堤圍埝時，選取的指標應能較好地反映阻水物對流速和流向的影響。流線是某一瞬間流場中一系列質點的流動方向線，流線疏密程度可反映水體流動速度大小，流線越密集則表明該區域內流速越大，故選用流線分布密度指標反映流速大小。圍堤圍埝也可能導致圍堤圍埝分布區域內流速變小，圍堤圍埝之間的溝渠水流集中，流速變大，流線分布均勻度指標可反映流速在空間分布的均衡性。流線形狀可以反映瞬時流場內水流方向與曲折程度，圍堤圍埝會導致水流流向變化與轉彎曲折，用流線平均蜿蜒度指標反映區域內流線的曲折程度，判定是否受到圍堤圍埝影響。流線分布密度、分布均勻度、流線平均蜿蜒度指標可綜合反映圍堤圍埝對水動力的影響，共同作為判定阻水狀況的指標。

流線分布密度的計算公式為：

式中：為區域流線分布密度，條·km；為區域內流線條數；為區域面積，km。

流線分布均勻度的計算公式為：

式中：為均勻度；為區域內流線間間隔數量；d表示區域內第條流線與第+1 條流線之間的距離，km；為所有流線間間距的平均值，km。

流線平均蜿蜒度的計算公式為：

式中：為流線平均蜿蜒度；為區域內流線條數；L為第條流線實際長度，km；D為第條流線在該區域內沿水流方向兩點間直線距離，km。

1.4 關鍵阻水圍堤圍埝判定

本研究提出一種基于水動力模擬結果，結合流線分布密度、均勻度、平均蜿蜒度指標判定關鍵阻水圍堤圍埝的方法。具體步驟如下：

（1）提取流線分布圖。根據水動力模型模擬結果，利用Tecplot軟件提取流線分布圖。

（2）計算區域流線分布密度、分布均勻度和平均蜿蜒度。利用流線分布圖，計算區域流線分布均勻度、密度及平均蜿蜒度。

（3）判定關鍵阻水圍堤圍埝。根據（2）中計算結果，若區域流線分布密度低于標準值（），表明區域內圍堤圍埝嚴重影響水體流動性，判定其為關鍵阻水圍堤圍埝；若流線分布密度大于，均勻度小于標準值（），判定其為關鍵阻水圍堤圍埝；若分布密度大于，均勻度大于，且平均蜿蜒度大于標準值（），判定其為關鍵阻水圍堤圍埝。各指標判斷標準參考歷史資料，并對比流動性較好區域的實際情況綜合考慮確定。以研究區白洋淀為例，各指標標準值參考白洋淀歷史資料、水動力較好的水域模擬與實測結果及專家咨詢結果確定，分別為=2、=7、=1.3。

（4）判定結果的校驗。基于GIS 平臺，將流線分布圖與水下地形圖、土地利用圖、水利設施分布圖等進行疊加，實施人工研判與疊加分析，明確判定出的關鍵阻水圍堤圍埝區域內的流線分布變化是由圍堤圍埝阻水所致，而非受水下地形變化、水利設施調度或臺地影響導致。

2 結果與分析

2.1 關鍵阻水圍堤圍埝判定結果

參考現狀補水流量，確定入流量等數據，進行了白洋淀水動力模擬。利用模型模擬結果，提取出白洋淀流線分布圖（圖2a）。根據1.3 中公式計算流線分布密度、分布均勻度、平均蜿蜒度，初步判定出關鍵阻水圍堤圍埝分布。其中，將流線分布圖與地形圖、土地利用圖進行疊加（圖2b 和圖2c），對判定出的關鍵阻水圍堤圍埝進行校驗，最終確定出關鍵阻水圍堤圍埝分布（表1與圖3）。

圖2 白洋淀流線分布及疊加結果（坐標系為CGCS2000）Figure 2 Baiyangdian streamline distribution map and superposition results

由表1 和圖3 可見，白洋淀淀區內有8 處關鍵阻水圍堤圍埝。判定關鍵阻水圍堤圍埝總面積約9.93 km，占淀區內圍堤圍埝總面積的36.7%左右。關鍵阻水圍堤圍埝的堤頂高程在7.5~8.0 m之間。

圖3 白洋淀關鍵阻水圍堤圍埝判定結果（坐標系為CGCS2000）Figure 3 Determination result of key cofferdams of Baiyangdian

表1 關鍵阻水圍堤圍埝分布情況及指標計算結果Table 1 Distribution of key water blocking cofferdams and indicator calculation results

為衡量、、取值標準的合理性，進一步比較了不同取值標準下的判定結果。表1 中結果在=2、=7、=1.3 的取值標準下判定得到，如將判定標準提高50%，即=3、=10.5、=0.65，則判定的關鍵阻水圍堤圍埝有7 處，分布在南劉莊附近、白溝引河入淀口處、王家寨西、光淀村西、圈頭西街村西、圈頭西街村北和引黃補淀入口至采蒲臺村西，下張莊村西南處的圍堤圍埝將不被判定為關鍵阻水圍堤圍埝。若將判定標準降低50%，即=1、=3.5、=1.95，則淀區內圍堤圍埝幾乎均應判定為關鍵阻水圍堤圍埝。為保證結果符合實際需求，關鍵阻水圍堤圍埝判定時，應保證判定過程中不遺漏影響較大的關鍵阻水圍堤圍埝，同時避免拆除過多實際影響較小的圍堤圍埝。設定=2、=7、=1.3，可以較好地滿足以上要求，證明該標準取值具有一定的合理性。

2.2 關鍵阻水圍堤圍埝拆除前后水動力變化

對判定出的8 處關鍵阻水圍堤圍埝全部拆除至高程6 m 左右，對拆除前后的水動力進行模擬，分析了平均流速、流線分布、水面面積比例和滯水區面積比例4個指標的變化。

關鍵阻水圍堤圍埝拆除后，平均流速由0.032 m·s減小為0.029 m·s，略有減小，但流線分布明顯改善（圖4）。圍堤圍埝拆除后，白洋淀淀區北部白溝引河入淀口附近流線增加，中部各村莊附近水流受阻減小，流線分布均勻度明顯提升。南部引黃補淀入口至采蒲臺村西側區域內流線明顯豐富，引黃補淀來水在淀區南部分布更均勻。以水深大于10 cm（濕邊界）為水面進行網格統計，發現拆除后水面面積比由90.42%增加至94.70%，水面面積明顯增加。參照相關研究，設置流速小于平均流速1/10的區域為滯水區，可以發現滯水區面積占比降低（圖5和圖6），由拆除前的35.45%下降至31.22%，減小4.23個百分點。

圖4 關鍵阻水圍堤圍埝拆除前后流線分布圖（坐標系為CGCS2000）Figure 4 The streamline distribution result of the key water blocking cofferdams before and after removal

圖5 關鍵阻水圍堤圍埝拆除前后水面面積比例（坐標系為CGCS2000）Figure 5 The proportion of water surface area of the key water blocking cofferdams before and after removal

圖6 關鍵阻水圍堤圍埝拆除前后滯水區面積比例（坐標系為CGCS2000）Figure 6 The proportion of stagnant water area of the key water blocking cofferdams before and after removal

拆除判定出的關鍵圍堤圍埝后，白洋淀水域流線分布、水面面積比、滯水區面積比等指標均有所改善。淀區北部、中部及南部區域內流線更加豐富，整體流線分布更均勻，滯水區面積明顯減小，水面面積增加，水體流動性明顯增強。以關鍵阻水圍堤圍埝為對象實施拆除，既實現了水動力條件的改善，又節約了成本，具有環境與經濟雙重效益。

3 結論

（1）提出了一種濕地關鍵阻水圍堤圍埝的判定方法。判定方法包括4 個步驟：首先利用水動力模型模擬結果，提取流線分布圖；然后計算流線分布密度、均勻度、平均蜿蜒度指標；接下來初步判定關鍵阻水圍堤圍埝；最后將流線分布與地形、土地利用圖等疊加，對判定結果進行校驗，確定關鍵阻水圍堤圍埝。

（2）模擬判定了白洋淀關鍵阻水圍堤圍埝。構建白洋淀水動力模擬模型，利用模擬結果判定了白洋淀內存在8處關鍵阻水圍堤圍埝，總面積約9.93 km。

（3）進行了關鍵阻水圍堤圍埝拆除前后水動力指標的對比分析。關鍵阻水圍堤圍埝拆除后，淀區水動力條件改善。淀區北部、中部的流線分布更為均勻，南部引黃入淀口至采蒲臺西側區域內流線明顯豐富，滯水區面積占比減少，水面面積占比增加。