城市人工浅水湖泊群水系连通方案研究

杨 志，冯 民 权

(1.天津社会科学院 资源环境与生态研究所，天津 300191； 2.西安理工大学 省部共建西北旱区生态水利国家重点实验室，陕西 西安 710048)

城市大规模小型人工湖泊湿地群的建设，作为区域用水的新型载体，在生态效益、景观效益、人文效益和社会效益等方面发挥重要作用，河湖水系连通作为一个新形势下的治水方略已经受到高度重视，逐渐成为被国内外学者关注的热点问题。相关研究聚焦于水系连通的概念、指标、度量和应用，并广泛借鉴了景观生态学[1]、水文学[2]、地形学和经济学等学科领域的研究方法[3]。河湖水系连通的基本概念、分类体系[4]、理论范畴、演化制约[5]，以及面临的问题和挑战等已被学者们大量探讨。而河湖水系连通作为河网连通中的特殊单元，其典型特征在于水动力特性和污染物迁移扩散规律在河网一维特性到平面二维特性的突变。现有研究多从湖泊水动力条件的改善出发，探寻其影响因素[6]，确定调水时机和调度方案[7]，量化水系连通效果[8-9]，评估水系连通性能[10]，预判连通工程风险[11]，或基于水系连通理论研究流域水资源合理配置[12]与动态管理[13]。而一维河网与二维湖泊的耦合仿真是上述问题的研究基础，国内外学者从径流形成的水文过程着手，开展河湖水系的水动力条件模拟研究[14-15]。在此基础上，考虑水系连通对河湖之间污染物质的迁移扩散作用，苏苑君等[16]评估了大东湖水系建成前后外沙湖和水果湖水质的变化情况，杨卫等[17]从水动力学、水质、社会经济学等方面建立了水系联通方案的综合评价体系。

上述研究在水系连通性和水量水质调控领域取得了长足的进展，然而仍存在以下两方面问题值得深入。一是水质研究受不同水域污染物质成分和水生态转化过程的共同作用，因地制宜建立相适应的生态动力学模型尤为重要。二是在迁移、扩散、转化体系下，将水生境结构相对简单的城市人工湖泊置于多闸坝河网之中，其人工河湖水系的水体交换方式与水质控制措施，仍有待进一步探讨。基于此，本文以淮河流域沙颍河水系污染最为严重的清潩河流域为例，构建流域水生态模型，分析不同河湖水体交换方式下，城市人工湖泊的流场及多种污染物质浓度场的分布特征及变化规律；并根据污染物质分布及削减量，优化清潩河流域河湖水系连通方案。

1 研究区域概况及数据来源

清潩河位于河南省境内，属淮河流域沙颍河水系，全长149 km，流域面积2 362 km2。清潩河流域许昌段有人工湖泊及湿地8个，其中，北海为该段规模最大、边界最复杂的人工湖泊。以北海为例开展城市人工湖的流场及水质浓度场的变化规律分析，再以北海研究结果为依据，拟定清潩河流域湖泊群的整体水系连通方案，优化城市人工河湖水系连通性调控措施，盘活清潩河流域水系，提升流域水环境质量。湖泊位置分布见图1，基本情况见表1。

表1 清潩河流域湖泊基本参数

水系图通过来源于地理空间数据中心的DEM数据自动提取，并根据河南省地图院提供的水系图进行校正，河网断面和湖泊地形数据通过委托监测获得。气象数据采用许昌气象局提供和rp5.ru天气网下载的许昌站(东经113°52’、北纬34°02’)监测资料。水文和水质数据来源于水文年鉴、重点污染源在线监测、环境统计年鉴和排污口调研。

2 研究方法

2.1 流域水动力-水质-水生态模型

流域水动力-水质-水生态模型将一维河道、河网汊点和二维湖泊嵌套，以表达强人工干扰流域的河湖连通关系；并将简单的水质方程和二次开发的复杂生态动力学模型相耦合，模拟污染物质的输移、扩散、降解和转化。

一维河网水动力水质模型采用一维非恒定流Saint-Venant方程组和水质方程构建，河网汊点单元水流运动遵循质量守恒原理和能量守恒原理[18]，采用Abbott-Ionescu六点隐式有限差分格式求解方程组，进一步采用追赶法求解离散后的线形方程组。汊点单元通过一条无断面的短河流将支流与干流连接，仅有3个计算点，水位点-流量点-水位点，并采用相同的河底高程连接水位点-水位点，以保证模型计算的稳定性。控制方程如下:

(1)

(2)

式中，A为过水断面面积，m2；t为时间,s；Q为过流流量，m3/s；x为空间坐标,m；q为旁侧入流流量，m3/s；α为动量校正系数；h为水位，m；g为重力加速度，m/s2；C为谢才系数；R为水力半径;C0为浓度,mg/L；D为扩散系数；K为降解系数，1/s；C2是源、汇项浓度，mg/L。

二维湖泊水动力模型基于三角形非结构网格，由水流连续性方程、水流运动方程和水质方程构建，并采用单元中心有限体积法求解。一、二维模型可根据“水位-流量”衔接关系进行标准连接耦合[19]，鉴于清潩河流域河网复杂、相邻断面高程差、河道型湖泊体量小、河湖连接方式简单等原因，本次研究简化耦合过程，将湖泊源、汇概化为出流与入流边界嵌套于一维河网模型参与计算。

水流连续方程：

(3)

水流运动方程：

(4)

水质方程:

(5)

水生态模型包括7个状态变量、30个常数、6个作用力、13个辅助变量等。7个状态变量为溶解氧、生化需氧量、氨氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮、总氮和总磷，6个作用力包括风场、温度、盐度、水深、当前流速和分层数，除温度和盐度要从外界进行输入之外，其他均从水动力模型中获取。

(1)溶解氧。

phtsyn·F(N,P)-respT-sod

(6)

reaera=K2(CS-DO)

(7)

(8)

phtsyn=

(9)

(10)

(11)

(12)

上述式中，

reaera代表大气复氧；phtsyn指光合作用过程中的实际产氧量，g/(m2·d)；respT代表生物呼吸效率，g/(m2·d)；BODd为BOD降解需氧量，nitriDO为硝化作用需氧量，sod为底泥需氧量;Y1为复氧系数；F(N,P)为光和作用营养盐限制函数；K2为大气复氧速率，1/d；Cs为水体中饱和状态下的溶解氧的浓度，mg/L；K4为20℃时硝化率，1/d；NH3为氨氮的浓度，mg/L；θ4为硝化作用的温度系数；DO为实际溶解氧浓度，mg/L；HS-nitr为硝化作用的半饱和浓度，mg/L；Pmax为中午最大产氧量，g/(m2·d)；F1(H)为光衰减函数；τ为中午的实际时间；α为实际相对日长；tup,tdown分别为日出和日落时间；R1为自养生物在20℃下的光合作用呼吸效率，g/(m2·d)；θ1为光合作用和呼吸作用的温度系数；R2为动物和细菌等异养生物的呼吸效率，g/(m2·d)；θ2为异养呼吸的温度系数；K3为20℃时有机物的降解系数，1/d；θ3为阿列纽斯温度系数；BOD为生化需氧量浓度，mg/L；HS-BOD为BOD的半饱和氧浓度，mg/L；HS-SOD为SOD的半饱和氧浓度，mg/L；θ7为SOD的温度系数；IN为无机氮总和，mg N/L；KSN为限制植物和藻类光合作用的氮的半饱和浓度，mg N/L；PO4为磷酸根浓度，mg P/L；KSP为限制植物和藻类光合作用的磷的半饱和浓度，mg P/L；S为盐度，ppt；T为温度，℃；V为水深的平均流速，m/s；H为水深，m；WV为风速，m/s；k为消光系数。

(2)生化需氧量。

(13)

(3)氨氮。

(14)

(15)

(16)

(17)

(18)

(19)

式中，BODn为降解BOD释放氨氮的过程；plantn为植物吸收氨氮的过程；bactn为细菌分解氨氮的过程；nitrif为氨氮转化为亚硝酸盐的过程；hetersn为异养呼吸释放氨氮的过程；YBOD为BOD降解释放的氨氮，mg NH3-N/mg BOD；UNP为被植物吸收的氨氮，mg N/mg O2；UNb为被细菌吸收的氨氮，mg N/mg BOD；HS-NH3为细菌吸收氨氮半饱和浓度,mg N/L；K4为20℃时的硝化率，1/d；θ4为硝化作用的温度系数。

(4)亚硝酸盐氮。

(20)

(21)

(22)

式中，nitri为亚硝酸盐转化为硝酸盐的过程；HS-nitr为硝化作用的半饱和浓度，mg O2/L；NO2为亚硝酸盐的浓度，mg/L；K5为20℃时NO2转化为NO3效率，1/d；θ5为NO2转化为NO3的温度系数。

(5)硝酸盐氮。

(23)

(24)

式中，deni为反硝化过程；K6为反硝化速率，1/d；θ6为阿列纽斯温度系数。

(6)磷酸盐。

(26)

(26)

(27)

(28)

(29)

式中，BODp为生化需氧量衰减释放磷的过程；plantp为植物吸收磷的过程；bactp为细菌吸收磷的过程；hetersp为异养呼吸释放磷的过程；Y2为溶解态BOD中磷的含量，mg P/mg BOD；UPp为植物吸收的磷，g P/m3·d-1；UPb为细菌吸收的磷，g P/m3·d-1；HS-PO4为细菌吸收的磷酸盐的半饱和浓度，mgO2/L。

(7)总氮。

(30)

2.2 边界条件

采用非结构网格，将北海模拟区域剖分为3 634个网格(见图2)，并通过调整边界节点，控制湖泊边界处和湖心岛处的网格密度和大小，根据实测湖泊高程点资料，插值湖泊地形如图3所示。由于清潩河流域湖泊群普遍具有狭长型城市人工浅水湖泊的特征，且均位于河道之上或与河道连通，具有河道型湖泊的特点；又因流域内湖泊建成通水时间较短，研究过程中未能获取完备的数据资料；因此后续选取数据基础更为充实的河网进行水生态模型参数敏感性分析和水动力水质水生态模型验证。水动力水质水生态模型中，由于水质模型在研究过程中，对COD表现出较好的表达效果，因此COD仅考虑溶质输移和简单降解作用，其他指标采用水生态模型表达。

图2 北海网格划分

图3 北海地形

河网入流边界：天然径流采用水文模拟得到的流量和非点源污染物质浓度[20]；污水处理厂采用逐日实测出水流量和浓度过程；工业点源采用逐日实测出水流量过程和水质浓度过程，以及环境统计报表数据计算年平均值计入模型；上述数据中缺失的水质组份数据采用许昌市流域断面监测逐月数据计入模型。河网出流边界：采用断面水位流量关系，并采用国控、省控断面的实测水质数据进行校正。湖泊入流边界：水量边界采用拟定的换水和循环流量方案，水质边界采用河道供水断面的水质计算结果。湖泊出流边界：水量边界采用恒定水位控制，水质边界采用零梯度边界。闸坝节点根据闸门过水形式，主要包括闸下过水和闸上过水两种，分为泄流闸和越流闸两类，分别控制其闸门开启度和坝顶高程。

2.3 参数率定与模型验证

根据清潩河流域2014年(率定期)和2015年(验证期)的实测流量和COD浓度率定和验证水动力水质模型的参数值。清潩河流域糙率和污染物质的扩散和降解系数见表2。由于清潩河流域无实测糙率资料，其取值通过数值实验率定求取，率定值较类似河流偏大，主要是由于实际情况掌握有限，模拟中未能尽现诸多闸坝的水流阻碍作用，一定程度上由糙率得到弥补与平衡。清潩河流域平均流速0.15 m/s，扩散系数随流速动态变化的关系式为D=aVb，率定可知当a=125，b=1，最小值和最大值分别限制在5～20之间，模拟误差最小。采用高村桥断面2014年的模拟结果平均值，对水生态模型的30个参数进行敏感性分析，每次仅改变一个参数，变化范围为基准值上下调整50%，进一步对高敏感度的参数进行率定，结果见表3。

表2 清潩河流域水动力-水质模型参数率定结果

高村桥断面率定期和验证期的流量模拟误差分别为9.40%和8.07%，相关系数分别为0.92和0.78，见图4；COD浓度各断面误差平均值为16.05%，见表4。其他指标个别月份实测值与年平均水平相差极大，去除奇异值，整体吻合程度较好。BOD整体上吻合程度好，平均相对误差为11.71%，一致呈现下降趋势，在3月份的误差最大；溶解氧在2月、4月和5月份的实测值分别低于年平均水平49.78%,46.19%和58.74%，除去这3个月份之外，整体相对误差为15.01%；总氮在6月份的实测值低于年平均水平71.58%，除6月份外平均相对误差为21.59%；总磷在整体上吻合较好，平均相对误差为8.54%，4月份误差较大；氨氮年总负荷误差为2.48%。因此，所建模型在极值的捕捉上有所偏差，但整体上能够较好模拟清潩河流域的水生态变化规律。

表3 水生态模型参数敏感性分析及率定结果

图4 高村桥流量模型验证结果

表4 COD降解系数误差分析

3 结果与分析

对于水资源量缺乏的城市人工湖系统，以换水方式改善景观蓄水水体水质，较为经济节水。但周期性换水虽然一定程度上改善了小型人工湖泊封闭式的水体状态，却无法从根本上建立起稳定循环的湖泊系统。鉴于此，本研究一方面针对清潩河流域现有湖泊换水方案进行优化，另一方面从恒定流量和波动流量两种类型探索湖泊与河网的稳定、循环的水体交换方案。

3.1 不同频率换水方案

清潩河流域人工河湖水系规划现状(保证率50%年份)换水次数为每年5次，分别于1月、4月、7月、9月和11月进行换水，换水流量为2 m3/s，一次换水大约4 d。其他年份每年换水4次，特殊枯水年份减少至2次。根据上述实际情况，本节拟定每年于3月、7月和11月换水3次，和分别于1,4,7,9月和11月换水5次两种工况，分析不同换水频率对人工湖水质的影响。本节针对化学需氧量、氨氮、总磷和总氮4项指标分析其调控效果。

表5 2种工况下出水水质年均值和污染物质削减水平对比

图6 2种工况下的COD、氨氮和TP年均分布

换水3次和5次时的北海流速平均值分别为3.2 mm/s和3.4 mm/s，湖内分布如图5所示，可见，易形成环流的湖泊上游分布规律较为相似，差别主要体现在较为顺直的湖泊下游。不同换水频率下的湖泊内污染物质浓度分布情况如图6所示。COD平均年浓度分别为13.03 mg/L和14.48 mg/L，氨氮平均年浓度分别为0.32 mg/L和0.42 mg/L，换水5次均高于换水3次。TP平均年浓度分别为0.359 mg/L和0.357 mg/L，换水5次略低于换水3次。换水频率的增加导致湖泊水动力状况略有改善，但并不一定可以改善水体水质状况。从湖泊出水平均浓度看来，换水3次的出水水质优于换水5次，说明换水3次过程中进入河网的水体水质较好(见表5)。从换水对污染物质总量削减情况看来，换水3次削减量大于换水5次(见表5)。综上所述，换水3次更有利于污染负荷和水系水质控制。

3.2 恒定循环流量方案

鉴于周期性换水冲击稳定湖泊系统的弊端，本节提出分别以0.1 m3/s(工况1)、0.2 m3/s(工况2)、0.3 m3/s(工况3)、0.4 m3/s(工况4)和0.5 m3/s(工况5)的恒定小流量持续循环进出湖泊的水系连通方式。根据5种工况下的流速平均值分布，流速整体分布随入湖流量增加而变大，且主要集中在环流区和收缩段。表6为5种工况下的流速平均值统计结果，入湖流量在0.1～0.5 m3/s，流速集中于0.001 ～0.1m/s之间，其中0.005m/s以下占比最大。综上可见，控制入湖流量是改变流速值分布的有效手段，增加入湖流量可提高湖泊整体流速水平。

图5 2种工况下流速年均分布

表6 5种工况下的流速平均值统计结果

图7为进湖流量分别为0.1，0.3 ,0.5 m3/s时的北海局部流场分布。在北海中选取两个局部区域进行重点分析，A区为环流区，B区为近似河道式湖泊，包含收缩段和湖心岛。A区的环流结构随入湖流量增加，逐渐从一个中心环流加西北部环流迹象(a1)发展为南北两个环流(a3)，说明入湖流量可改变环流中心位置与环流结构。B区随入湖流量增加，破坏了前段的局部环流结构，随后的收缩段流速明显增大，湖心岛北部流速随南部主流增加而降低，说明入湖流量可明显改变河道型湖泊的流场分布。根据湖泊上6个观测点的瞬时流速值，t1在环流中心，流速呈增加趋势；t2和t3处由于局部环流结构的改变，流速随机性变化；t4在环流区边界处，流速明显大于其他区域；t5为收缩段，流速明显增加；t6为湖心岛，环流强度随主流增加而降低。

图7 进湖流量分别为0.1，0.3 ,0.5 m3/s时的北海局部流场分布

综上所述，流速整体分布随入湖流量增加而变大，且主要集中在环流区和收缩段，入湖流量可改变环流区的环流中心位置与环流结构，可明显改变河道型湖泊的流场分布。随入湖流量的增加，环流中心流速和收缩段流速明显增加，湖心岛环流强度随之降低。控制入湖流量是改变流速值分布的有效手段，增加入湖流量可提高湖泊整体流速水平。

根据湖泊内COD,DO,TP和氨氮的年平均浓度(见图8)，可见进出湖流量从0.1 m3/s 增至0.2 m3/s，湖内污染物质浓度变幅较大，整体上变幅随进出湖流量增加而逐渐减小。5种工况下整个区域在0.1～0.5 m3/s下的DO平均水平分别为4.76,4.30,4.20,4.23，4.29 mg/L，进出湖流量为0.1 m3/s时湖内DO水平最高，湖泊DO水平与入湖水体DO水平相关。整体上COD和氨氮污染负荷随进出湖流量增加而加重，5种工况下COD年平均浓度分别在16.00～18.77 mg/L之间，氨氮年平均浓度在0.56 ～0.96 mg/L之间。说明恒定小流量循环受进湖水体污染物质水平影响较大，换水方式下由于换水期流量远远大于点源污染排水流量，且周期较短，入湖污染物质负荷较低，对湖水水质影响较小。恒定小流量循环使得调水水体与工业点源水体充分混合进入湖泊，导致湖泊水体受到一定影响。整体上TP污染负荷随进出湖流量增加而得到改善，5种工况下TP年平均浓度分别为0.46,0.43,0.41,0.40 mg/L和0.39 mg/L。

图8 5种工况下湖泊内的污染物质浓度年均值

表7为5种工况下出湖水体水质平均水平，COD和氨氮随循环流量增加而增加，TN和TP随之减少。图9为5种循环流流量下COD和氨氮污染物质总量的削减情况，可见0.1 m3/s工况下COD削减能力明显低于其他几种工况，0.2～0.5 m3/s 工况下COD削减量在26.45～26.91 t/a，差距并不明显，但0.3 m3/s工况对COD削减效果略好。5种工况下的氨氮年削减量分别为5.10，6.89，3.63，1.79,0.82 t/a，其中0.2m3/s工况下的氨氮削减能力显著于其他工况。

表7 湖泊出水污染物浓度年均值

图9 5种工况下污染物质削减水平对比

综合上述分析，湖泊水动力水平随进出湖流量增加而增强；湖内及出湖水体的COD和氨氮浓度随循环流量增加而增加，TN和TP随之减小，DO变化趋势不明确；5种工况对COD和氨氮污染物质总量的削减水平对比中，循环流量为0.2 m3/s工况最佳；结合进出湖水量的来源和经济等因素，可考虑采用0.2 m3/s的流量进出湖泊，将之与流域水系连通循环。

3.3 波动循环流量方案

根据3.2计算结果，采用0.2 m3/s的流量进出北海，将之与流域水系连通循环较为合理。本节设计相同水量消耗下，采用波动流量进出湖泊的3种工况，分别为以0.4 m3/s单数周供为(工况1)、单数月供水(工况2)，以及1，2，5，6，9，10月份供水(工况3)。统计模拟期内，湖泊内水动力和水质的平均水平，并将之与进出水为恒定流量0.2 m3/s工况下的统计结果进行对比，结果见表8，可见波动进水工况下该湖泊水动力和水质条件有所改善，但效果并不显著。整体看来，工况3对湖泊水动力和水质改善效果最佳。

表8 湖内污染物浓度年均值对比

根据出湖水体COD和氨氮浓度变化过程(见图10)可知，波动进水使湖内污染物质浓度呈现周期性变化规律，且一个周期内的最大值和最小值的差值随周期长度增加而增加，说明波动进水在一定程度上破坏了污染物质在湖内的降解过程。3种工况下出湖水体的COD浓度年平均值分别为16.00，16.22 mg/L和15.94 mg/L，氨氮浓度年平均值分别为0.55，0.54 mg/L和0.54 mg/L，工况3效果最佳，但3种工况均大于恒定流量0.2 m3/s工况下的污染物浓度平均值。

根据污染物年削减量统计结果(见表9)，3种工况均没有0.2 m3/s削减效果好，但工况1比工况2和工况3削减量大。综合上述分析，相同水量消耗下，恒定进湖流量和波动进湖流量对湖内及出水的水动力和水质条件改善效果相差不大，但对污染物的削减效果，恒定进水效果更佳，隔周进水的工况次之。考虑到进水流量的调节所消耗的人员和经济成本，恒定流量进出湖的循环模式更具优势。

图10 出水污染物浓度年均值

表9 污染物年削减量均值

4 清潩河流域湖泊群调控方案讨论

根据前述恒定流量循环模式与换水模式中的最优工况，本节拟定循环+换水的湖泊群调控措施，即按照0.2 m3/s的恒定小流量持续循环进出湖泊，并于每年的3，7月和11月换水3次的水系连通方式。该工况下的水动力和水质平均水平的分布情况如图11所示，湖内流速年平均值为3.62 mm/s，比0.2 m3/s进湖工况和3次换水工况分别增加了10.78%和14.97%。湖内和出水各项水质指标年均值如表10所示，表明湖内的COD和氨氮平均浓度分别比0.2 m3/s进湖工况增加了1.21%和3.10%，但TP减少了11.26%。出水COD和氨氮平均浓度比0.2 m3/s进湖工况略有增加，但TP大幅降低。COD的年削减量为31.20 t，比0.2 m3/s进湖工况增加了17.48%；氨氮的年削减量为6.65 t，比0.2 m3/s进湖工况降低了3.46%；总磷的年增加量为0.67 t，比0.2 m3/s进湖工况降低了20.81%。

图11 北海调控后各水质指标年均分布

表10 湖内和出水各项水质指标年均值

综合上述分析，循环+换水模式对湖内和出水水体中不同污染物的控制水平上有所差异，整体改善水平与0.2 m3/s进湖工况相差不大，但就污染物质负荷的削减量来看，循环+换水模式效果显著。根据该结果，结合清潩河上8个人工湖泊的蓄水量差别，分别拟定各湖泊的进水方式如表11所示，清潩河流域湖泊群的循环流量在0.03～0.20 m3/s之间，并于每年的3,7月和11月统一换水3次。清潩河流域水资源短缺，生态用水需充分考虑经济因素，因此上述方案在理论上相对保守。在实际河湖水系连通过程中，可根据不同河段的供退水能力差异加以调整，更大限度的保障水生态需求。

表11 清潩河流域湖泊进水方式优化

5 结 论

将水生态模型应用于河湖水系连通及其水量水质调控研究，分析了不同的换水频率、不同恒定流量和不同波动流量等换水方式下人工湖泊的流场及水质浓度场，根据污染物质浓度分布及削减量提出了循环+换水的湖泊群调控模式，得到主要结论如下。

(1)在参数敏感性分析的基础上，率定了水生态模型中9个重要参数值并根据实测资料验证了模型的准确性。

(2)换水频率的增加导致湖泊水动力状况略有改善，但并不一定可以改善水体水质状况，北海换水3次更有利于污染负荷和水系水质控制。湖泊水动力水平随进出湖流量增加而增强，湖内及出湖水体的COD和氨氮浓度随循环流量增加而增加，TN和TP随之减小，DO变化趋势不明确，河湖水系连通循环流量为0.2 m3/s时，对北海COD和氨氮污染物质总量的削减水平最佳。相同水量消耗下，恒定进湖流量和波动进湖流量对湖内及出水的水动力和水质条件改善效果相差不大，但对污染物的削减效果，恒定进水效果更佳，隔周进水的工况次之，考虑到调节方式所消耗的人员和经济成本，恒定流量进出湖的循环模式更具优势。

(3)确定了循环+换水的湖泊群调控模式，该模式对湖内和出水水体中不同污染物的控制水平上有所差异，整体改善水平与0.2 m3/s进湖工况相差不大，但就污染物质负荷的削减效果显著。量化并优化了清潩河流域各湖泊的循环流量在0.03～0.20 m3/s之间，换水次数为每年的3，7月和11月统一换水3次。